废水中氨氮处理方法范文第1篇

关键词：电催化氧化法；吹脱法；氨氮；废水处理；工业废水

文章以湿法生产车间废水为例，主要研究了采用电催化氧化法去除工业废水中氨氮的可行性及最佳条件，然后根据试验结果，设计了废水处理工艺流程。

1 电催化氧化法处理氨氮机理

化学技术的基本原理就是使污染物在电极上直接发生电化学反应或利用电极表面产生的强氧化性物质使污染物发生氧化还原反应，后者称为间接电化学反应。如图1所示：

电催化氧化（ECO）机理主要是通过电极和催化材料的作用产生超氧自由基（・O2）、H2O2、羟基自由基（・OH）等活性基团来氧化水体中的污染物，若溶液中有Cl-存在，还可能有Cl2、HClO-及ClO-等氧化剂存在，能大大提高降低污染物的能力[1]。

电催化氧化法利用阳极氧化性可直接或间接地将氨氮氧化，具有较高的去除率，该方法操作简便自动化程度高，不需要添加氧化还原剂，避免污泥的二次污染，能量效率高，反应条件温和，常温常压下即可。其缺点是耗电量大[2]。

2 实验部分

2.1 试验过程

针对湿法生产车间废水特点，为了研究电催化氧化法去除氨氮最佳条件，做了以下实验：进水来自某湿法生产车间产生的含氨氮废水，初始氨氮含量约为1500mg/L，稀释后作为实验用水，通过调节氧化电流及电压，控制氧化时间，调节进水中氯离子含量，达到去除废水中氨氮的效果。

2.2 试验装置

3 结果与讨论

3.1 氧化时间对去除效率的影响

生产线含氨氮废水经稀释后，氨氮含量329.28mg/L作为实验用水，固定电流（80A）电压（5.0V），进水中氯离子含量小于0.5g/L，PH：8.2，调整循环时间，实验结果见图3。

由图3可看出：进水氨氮浓度为329.28mg/L，当氧化时间大于90分钟时，去除效率大于80%，残留氨氮含量小于65mg/L。继续增加氧化时间，去除效率略有提高，但幅度不大，另外，考虑随着氧化时间的延长，会增加耗电量，增加处理成本，因此，确定最佳氧化时间为90分钟。

3.2 进水浓度对去除效率的影响

生产线含氨氮废水经稀释后，固定电流（80A）电压（5.0V），进水氯离子含量小于0.5g/L，PH：7.9，氧化时间90分钟，改变进水中氨氮含量，结果如图4所示。

由图4可看出：当进水中氨氮在400mg/L左右时，去除效率可达到85%以上，出水氨氮含量小于60mg/L，提高进水中氨氮含量，残留氨氮大于100mg/L。因此，试验中选择进水氨氮小于400mg/L。

3.3 氯离子含量对去除效率的影响

生产线含氨氮废水经稀释后，氨氮浓度为340-450mg/L，固定电流（80A）电压（5.0V），氧化时间90分钟，PH：8.1，改变进水中氯离子含量，结果如图5、6所示。

4 工业设计方案

根据以上试验，电催化氧化实验最佳条件为：进水中氨氮含量400mg/L左右，氧化时间90分钟，进水中氯离子含量1.5g/L，去除效率可达到95%以上，氧化后残留氨氮小于30mg/L。

结合车间废水特点：氨氮含量1500-2000mg/L，PH：7-8。我们推荐设计工艺方案为：首先采用两级吹脱去除废水中80%的氨氮，剩余氨氮采用电催化氧化，吹脱后氨氮采用稀盐酸吸收后返回氧化池，可增加其中氯离子含量，降低成本。

整个工艺流程可分为五个部分：PH调节、温度调节、吹脱、吸收、氧化。PH调节采用NaOH将废水PH调至11-12；温度调节采用饱和蒸汽将废水升温至30℃以上；吹脱部分采用吹脱法除氨氮，尽可能降低废水在的氨氮；氨氮吸收部分采用稀盐酸吸收吹脱出的氨氮，并返回氧化池利用；氧化部分采用电催化氧化法去除吹脱后废水中残余的氨氮，达到排放要求[3]。

5 结束语

文章根据湿法生产车间废水特点，研究了电催化氧化法处理含氨氮废水的可行性，从处理成本等方面考虑，通过试验，得出电催化氧化法处理氨氮的最佳条件：进水氨氮浓度小于400mg/L，氧化时间90分钟，进水中氯离子含量1.5g/L，则吨水耗电量约30KWh。根据废水特点，结合试验结论，设计了采用“吹脱+电催化氧化法”处理废水中氨氮含量在1500-2000mg/L的工艺方案。

参考文献

[1]曾次元，李亮，赵心越，等.电化学氧化法除氨氮的影响因素[J].复旦大学学报，2006，45（3）：348-352.

[2]商娟，冯秀娟.电化学在低浓度氨氮废水处理中的研究进展[J].中国资源综合利用，2010，28（12）：33-35.

废水中氨氮处理方法范文第2篇

关键词 氨氮废水；硝化；资源化；预处理

中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2017）01-0183-03

Resource Utilization Pretreatment of Ammonia Nitrogen Wastewater

PENG Sheng-nan ZHU Hong-guang * CHENG Xiao-wei

（Modern Agricultural Science and Engineering Institute，Tongji University，Shanghai 201804）

Abstract The submerged membrane bioreactor was used to study the resource utilization of ammonia nitrogen wastewater. The results showed that when the pH of inlet water was 7-8，DO was 3-5 mg/L，the HRT was about 24 hour，the water temperature was controlled under 28 ℃，the ammonia nitrogen wastewater achieved a better conversion in the membrane bioreactor. The nitrogen loss was 10%-20%，the effluent water was acidic and the pH value was 5-6. Nitrogen element existed in the form of ammonia nitrogen，nitrate nitrogen and nitrite nitrogen. The results can lay a foundation for the subsequent membrane concentration.

Key words ammonia nitrogen wastewater；nitrification；resource utilization；pretreatment

近年来，氨氮废水成为了环境水体污染的重要来源，相继开展了许多关于氨氮废水处理的相关研究。氨氮废水主要来源于化工业，如焦化废水、印染废水、食品加工废水、垃圾渗滤液、养殖废水等。因此，也出现了许多不同行业的氨氮废水处理研究。如夏素兰等[1]对城市垃圾渗滤液氨氮吹脱研究；洪俊明等[2]对A/O膜生物反应器组合工艺处理活性染料废水的试验研究；朱 杰等[3]对厌氧氨氧化工艺处理高氨氮养殖废水研究等。传统的观点是从脱氮的角度对氨氮废水进行处理，这些方法有物理方法（比如蒸馏法）、化学法离子交换法、氨吹脱、生物脱氮法。对于传统生物废水处理而言，氨氮利用生物方法转变成氮气，达到了脱氮的目的，但未考虑到对氨氮资源进行转变回收。本研究从对氨氮资源化回收利用的角度出发，提出通过膜浓缩预处理实现对氨氮废水的资源化，把高氨氮废水转变为氮肥，而膜浓缩由于易堵和氮素挥发常考虑加酸调节，故本研究探究酸性状态下的资源化预处理。通过生物曝气法对氨氮废水进行处理，使得氨氮废水在不需加酸的条件下转变为稳定的形态，由于微生物作用，通过亚硝酸菌和硝酸菌把氨氮转变为亚硝态氮和硝态氮，伴随着硝化作用的进行会产生一定的酸度，为下一步膜浓缩创造了适宜的条件。而选择膜生物反应器进行预处理是因为传统的预处理利用活性污泥法，而活性污泥法存在的一个主要问题是污泥和微生物随排水容易流失，硝化细菌的生长速度较慢，世代周期长，在传统工艺里硝化细菌会伴随出水而流失。生物处理池内硝化菌浓度低，不利于硝化作用的顺利进行，而膜生物反应器通过膜组件对固液的高效分离作用，截留了污泥，为硝化细菌的生长创造了有利的条件。因此，本试验通过模拟氨氮废水，利用膜生物反应器对氨氮废水实现一定的资源化预处理，探究了膜浓缩资源化预处理的初步条件。

1 材料与方法

1.1 试验装置与方法

试验采用一体式膜生物反应器，膜组件采用中空纤维膜，中空纤维膜膜丝外径2.4 mm、内径1.0 mm，其截留孔径为0.2 μm，膜材质为聚乙烯。采用4组膜片，每组膜片有效面积为0.12 m2。反应器由有机玻璃制成，长50 cm，宽35 cm，高50 cm。反应器分为生化区和膜区，生化区容积为38.5 L，膜区容积为49 L，试验中HRT控制在24 h左右，SRT为30 d左右。反应器采用微孔底部曝气，由曝气泵上安置的转子流量计控制曝气量。含氨氮的人工无机废水自配水桶通^蠕动泵打入反应池中，出水通过自吸泵抽吸而出，为了防止膜污染和长时间抽吸采用继电器控制间歇式工作，抽吸10 min，停3 min，试验装置见图1。

1.2 试验用水及接种污泥

试验用水采用人工配置的无机氨氮废水，主要成分为氯化铵、磷酸二氢钾、碳酸氢钠及微量元素（由CaCl2・2H2O、CuSO4・5H2O、MnSO4、NiCl2・6H2O、CoCl2・6H2O、H3BO3、MnCl2・4H2O、ZnSO4・7H2O等配置而成）。接种污泥取自嘉定污水处理厂，采用快速排泥法挂膜，将接种的活性污泥与污水混合泵入反应器，静置8 h，使污泥与膜起到充分的接触作用，之后再全部排放掉，然后连续进不含污泥的污水，并逐渐增大进水流量驯化7 d，直到膜上积累较厚的黄褐色污泥，挂膜结束。

1.3 分析方法

试验过程中分析的项目有pH值、DO值、NH4+-N、NO2--N、NO3--N。pH值采用玻璃电极法；DO值采用电极法；NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法；NO2--N采用N-（1-奈基）-乙二胺分光光度光度法；NO3--N采用紫外分光光度法。

2 Y果与分析

2.1 进水氨氮指标

本试验连续不间断运行，进水每天更换1次，逐步稳定地增加进水氨氮浓度。

前面7 d进行污泥的驯化，氨氮浓度稳定在较低浓度（10～20 mg/L），等微生物成功在膜上面附着生长，肉眼看呈褐色时，再检测进水出水氨氮浓度，等出水中能检测到硝态氮和亚硝态氮时，再逐步加大氨氮的进水浓度，试验7～39 d，氨氮浓度从10 mg/L逐步增加到600 mg/L左右（图2）。

2.2 进水pH值

由图3可以看出，氨氮进水的pH值处于动态稳定的碱性条件。进水的pH值控制在碱性条件下，处于7～9稳定的波动状态。进水的pH值模拟碱性状态，探究在碱性条件下氨氮废水在膜生物反应器中发生硝化酸化反应的程度与能力。

2.3 反应器上清液各指标

由图4可以看出，经过逾30 d的连续运行，控制反应器溶解氧为2～4 mg/L，因为微生物的硝化作用需要硝化细菌和亚硝化细菌的正常生长，硝化微生物均为好氧微生物，需要维持一定的溶解氧才能够正常生长和繁殖。

由图5可以看出，在前10 d反应器中的溶解氧有下降趋势，因为污泥驯化之后，硝化细菌处于不断增长繁殖的阶段，需要不断地消耗水体中的溶解氧，在10 d之后，增大曝气量，为微生物生长提供更多可以利用的溶解氧，直到20 d之后微生物生长污泥浓度升高，当溶解氧浓度维持在3～4 mg/L时，反应以硝化细菌的硝化作用为主，上清液中的硝态氮维持在40～90 mg/L时，亚硝态积累量很少，当反应进行到35 d，由于溶解氧迅速减少到2 mg/L，反应表现为以亚硝化作用为主，亚硝酸氮得到积累，而硝化作用受到抑制。整体的氨氮转化进程也受到抑制。上清液中氮主要还是以氨氮的形态存在。

2.4 出水指标

反应器连续不间断运行，实时监测出水pH值的变化。由图6可以看到，pH值一直处于7以下，呈现稳定的动态波动。在膜生物反应器发生的硝化反应能实现出水呈酸性状态。

反应器连续运行，水力停留时间控制在24 h左右，通过抽吸泵出水，得到出水铵态氮、亚硝态氮和硝态氮。

从图6可以看出，反应过程的pH值处于上下波动的情况，最小值在5.274，最大值在6.898，整个出水状态处于酸性条件。因为硝化反应的进程消耗碱，如果污水中没有足够的碱度，随着硝化反应进行pH值会急剧下降。

硝化反应是指废水中的氨氮在好氧菌的作用下，最终氧化生成硝酸盐的反应。其反应如下：

2NH4++3O22NO2-+4H++2H2O

2NO2-+O22NO3-

总反应为：

NH4++2O2NO3-+2H++H2O

传统的方法对氨氮废水的处理即利用生物硝化把氨氮转化为氮气，做到氨氮的减量化，有研究表明硝化反应的最佳pH值为7.0～7.8，而本试验不以硝化脱氮为目的，不追求氨氮的高转化率，而是探究在酸性条件下，不添加任何调节剂，做到氮素尽可能小的损失而氮素又以氨氮、硝态氮的稳定形态存在。由图6、7可以看出，试验7～15 d，在进水氨氮

2.5 氮损失量

对进水的氮素以及出水的氮素进行物料衡算，其数据变化见图8。可以看出，对于氨氮废水在膜生物反应器中，水力停留时间控制在24 h左右，通过生物反应，氮素前后的变化不大，氮素损失率维持在10%～20%之间。对于氮素的损失有可能是氨氮以氨气的形式挥发了一小部分，还有可能是微生物以絮体结构存在，造成内部可能会局部缺氧，反硝化菌会利用硝酸盐氮和亚硝酸盐氮为电子供体，将其转化为氮气而造成损失。相比于传统的生物处理法，以氮气的形式逸散到空气中而流失氮素，本方法得到了资源的回收利用。氮元素较好的以稳定的形态保存了下来。

2.6 各形态氮元素比重

反应过程中，不调节反应的碱度，让反应一直处于酸化状态，试验7～39 d，出水中氨氮、硝态氮、亚硝态氮三者之间的比重见图9。可以看出，试验7～39 d，出水氨氮的比重占到出水所有氮元素的50%以上；7～13 d出水中亚硝态氮处于动态变化的过程，可能与水体中pH值一直降低以及溶解氧的变化有关系；第7～31天，出水中硝态氮的比重占到30%～40%，反应器中溶解氧维持在3 mg/L以上，能够维持硝化细菌的正常生长与工作。试验34～39 d，出水中亚硝酸氮突然明显增加，这可能跟这段时间溶解氧浓度低于2 mg/L有关，在低氧的条件下，亚硝化细菌发挥作用，使得出水中亚硝酸态氮增加。

反应中氨氮的转化率相比传统的微生物处理脱氮过程中氨氮的转化率较低，张 爽等[4]A/O膜生物反应器处理高浓度氨氮废水试验研究中，A/O膜生物反应器设额定通量为2 L/h，HRT为10 h，曝气量为0.2 m3/h，好氧池DO值为1.8～2.7 mg/L，缺氧池DO值为0.3～0.5 mg/L。在整个试验期间（136 d），无剩余污泥排出，MLSS为2～13 g/L，通过投加NaHCO3调节pH值在6.5～8.0。当进水氨氮从30.00 mg/L增加至342.00 mg/L过程中，出水氨氮为0.14～139.40 mg/L，去除率为22.10%～99.80%，平均去除率为66.40%。刘鹏飞等[5]在无泡曝气膜生物反应器去除高氨氮废水的试验研究中，进水氨氮浓度稳定在230 mg/L左右时，pH值为7～8，获得了65%的氨氮去除率。与有关对氨氮废水以脱氮为主的研究相比，试验目的在于找到最佳工艺参数来尽可能提高氨氮转化效率，pH值是硝化的一个重要因素。已有研究表明，一般认为氨氧化菌的最适pH值为7.0～7.8，而亚硝酸盐氧化菌在pH值为7.7～8.1时活性最强[6]。Hayes等[7]认为，硝化反应的适宜pH值在7.5～9.0之间，硝化活性最高的pH值在8.0～8.5，pH9.8硝化速率将下降50%。本试验反应过程中不添加碱控制碱度，不仅能实现一定的硝化作用产生氨氮的转变，而且还通过硝化作用产生内源氢，调节出水pH值在5～6之间，能很好地达到膜浓缩预处理对浓缩液的要求。

3 结论

利用膜生物反应器，对pH值处于7.5～8.6、溶解氧控制在2～4 mg/L、浓度在20～600 mg/L的氨氮废水，在不添加酸的情况下，通过曝气微生物的硝化作用，能够使反应器出水的pH值处于酸性状态（在5.274～6.898之间），能实现膜浓缩预处理对浓缩液处于酸性的要求，为下一步的膜浓缩研究提供依据。

在逾30 d的连续不间断反应过程中，氨氮废水在酸性状态下转化率仍能达到30%～60%，部分氨氮转化为硝态氮和亚硝态氮，出水中氮主要以这3种形态存在。

氨氮废水经过膜生物处理，出水相对进水来说，氮素损失率只有10%～20%，大部分还是在出水中能资源化回收，相比起花费一定的经济价值来脱氮，既节省经济成本又创造一定效益。

4 参考文献

[1] 夏素兰，周勇，曹丽淑，等.城市垃圾渗滤液氨氮吹脱研究[J].环境科学与技术，2000（3）：26-29.

[2] 洪俊明，洪华生，熊小京，等.A/O膜生物反应器组合工艺处理活性染料废水的实验研究[J].厦门大学学报（自然科学版），2005（3）：441-444.

[3] 朱杰，黄涛，范兴建，等.厌氧氨氧化工艺处理高氨氮养殖废水研究[J].环境科学，2009（5）：1442-1448.

[4] 张爽，宋靖国，杨平，等.A/O膜生物反应器处理高浓度氨氮废水试验研究[J].环境污染与防治，2009（2）：38-41.

[5] 刘鹏飞，朱文亭，刘旦玉，等.无泡曝气膜生物反应器去除高氨氮废水的试验研究[J].给水排水，2006（8）：48-51.

废水中氨氮处理方法范文第3篇

关键词：电催化氧化法；含氨氮废水；处理

中图分类号：X524 文献标识码：A

高级氧化法是指利用某种手段，致使羟基自由基（・HO）中间体由氧化体系中产生，并与有机物产生反应，生成有机过氧化自由基或有机自由基，继续反应，直至达到分解有机物的目的。而电催化氧化法能够大幅提高羟基自由基的反应速率，并且几乎能够分解所有有机物，稳定性强，并广泛地应用。本文主要研究了含氨氮废水使用电催化氧化法的可行性，报告如下。

一、含氨氮废水使用电催化氧化法的机理

如图1所示，电催化氧化（ECO）法的机理是利用催化材料和电极的相互作用产生活性基团，如H2O2、超氧自由基（・O2）、羟基自由基（・OH），用这些活性基团来分解污染物的方式。并且在Cl-存在溶液的前提下，就表示很有可能同样存在氧化剂HClO-、Cl2、及ClO-等，这些氧化剂对污染分解的能力十分强。

电催化氧化法对废水中的氨氮的处理主要是通过阳极氧化性氧化氨氮，可以是间接也可以是直接的方式，无论哪一种方式，对氨氮的去除率都是非常高的。当然利用电催化氧化法处理含氨氮废水，其劣势为耗电量过大。其优势为氧化还原剂自主生成，不需要添加；拥有较高的自动化，操作方式简单方便；使用条件简单，常温常压就可；能量效率较高，效果好；可减少二次污染；反应条件相对温和。

二、试验部分

（一）试验装备

本次试验中所用的装置如图2所示，共有20L的有效容积，废水循环在3、4之间，且保持每小r10L的进水流量，并用流量计进行流量控制。

（二）试验过程

试验目的，根据废水中含氨氮的特点，研究使用电催化氧化法消除氨氮的条件。试验程序，选取一些由生产车间所排放的含氨氮的废水，该废水中有1500mg/L氨氮含量，将其进行一定程度的稀释之后用作试验水，利用电压和氧化电流的变动，氧化时间的控制，对进水中所存在的氯离子含量进行控制，最终实现氨氮的去除。

三、结果和讨论

（一）氯离子含量对氨氮去除的影响

稀释含氨氮的废水后，其浓度为340mg/L～450mg/L之间，电压和电流、氧化时间为不变条件，电压固定在5.0V，电流固定在80A，90min的氧化时间，8.1的pH，通过控制进水中氯离子的含量来判断不同氯离子浓度对氨氮去除率的影响，

当有0.5g/L的氯离子浓度时，大约有60%～70%的去除效率，并且反应过后，废水中氨氮的残留浓度约为100mg/L～ 130mg/L。

当有1.0g/L的氯离子浓度时，大约有70%～80%的去除效率，并且反应过后，废水中氨氮的残留浓度约为80mg/L～ 110mg/L。

当有1.5g/L的氯离子浓度时，大约有大于92%的去除效率，并且反应过后，废水中氨氮的残留浓度在30mg/L以下。

由此可看出，氯离子对于氨氮的氧化具有很好的效果，含量越高，氧化能力越强，而当废水中的氯离子含量达到1.5g/L时，氧化效果最好。

（二）进水浓度对氨氮去除效率的影响

稀释含氨氮的废水后，电压和电流、氧化时间为不变条件，电压固定在5.0V，电流固定在80A，90min的氧化时间。7.9的pH，控制进水中的氯离子含量在0.5g/L以下。通过控制进水中氨氮浓度来判断氨氮浓度对氨氮去除率的影响，

当有400mg/L左右的进水氨氮浓度时，大约有大于85%的去除效率。当有60mg/L以下的出水氨氮含量时，相应地增加进水中氨氮的含量，这时有100mg/L以上的残留氨氮含量。所以选取的试验进水要保证400mg/L以下的氨氮含量。

（三）氧化时间对氨氮去除效率的影响

稀释含氨氮的废水后，试验用水中的氨氮含量在329.28mg/L，电压和电流、氧化时间为不变条件，电压固定在5.0V，电流固定在80A，控制进水中的氯离子含量在 0.5g/L以下，8.2的pH。通过调整时间判断时间对氨氮去除率的影响。

当有90min以上的氧化时间时，大约有大于80%的去除效率，并且反应过后，废水中氨氮的残留浓度在65mg/L以下。之后，在增加氧化时间，去除效率的提升效果就不明显了。再加上延长氧化时间就意味着耗电量的增加，也就是成本的增加，综合考虑之下，确定90min为最佳氧化时间。

四、工业设计方案

有上述实验可知，要想让电催化氧化法在含氨氮废水处理中更好地发挥作用，要保证进水中的氨氮含量在 400mg/L，将进水中的氯离子含量控制在1.5g/L，保证90min的氧化时间，如此可保证95%以上的去除率，小于30mg/L的残留氨氮。根据实验废水来源中 1500mg/L～2000mg/L的氨氮含量，7～8的pH，设计方案如下。

首先是将废水中氨氮的80%去除，可以使用两级吹脱法，电催化氧化法处理剩余的氨氮。当然，在吹脱后利用稀盐酸吸收氨氮，放回氧化池，是氯离子的含量上升，这种方式可以节约成本。整个过程可分为五步，调节pH、调节温度、吹脱、吸收、氧化。调节PH，用NaOH调节废水pH至11～12。温度调节，主要是让废水升温，使其温度高于30℃，方式是饱和蒸汽。吹脱，吹脱法主要用作氨氮的去除，使氨氮的含量降低。氨氮吸收，则是指将吹脱出的氨氮用稀盐酸进行吸收，并将其放入氧化池再次利用。氧化，将吹脱后留下的氨氮用电催化氧化法氧化去除，使其能够安全排放。

结语

综上所述，本文选用部分生产车间所排放的含氨氮废水，以此来研究含氨氮废水使用电催化氧化法处理的效果，结果显示，最好的条件就是，要保证进水中的氨氮含量在400mg/L，将进水中的氯离子含量控制在1.5g/L，保证90min的氧化时间，如此可保证95%以上的去除率，小于30mg/L的残留氨氮。以此为基础并结合废水的特点，设计出了一套方案。

参考文献

废水中氨氮处理方法范文第4篇

关键词：氨氮；总氮；问题；关系；废液

氨氮是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮。水中的氨氮主要为生活污水中含氮有机物在微生物作用下的分解产物。氨氮是水体中的营养素，水中氨氮浓度过高可导致水富营养化现象产生，对水中生物有危害，是水体中的主要耗氧污染物。国家要求每月上报地表水、水功能区氨氮结果，每年两次测定地下水、排污口氨氮结果。因此它是水体好坏的一个重要评价指标。文章把氨氮在实验室检测分析氨氮、氨氮总氮关系、氨氮废液处理方面涉及的一些问题做了阐述，并提出了一些解决方案。

1 现在行之有效的方法为纳氏比色法GB7478-87，此方法在实验室检测氨氮时应注意的相关问题

1.1 在实验室环境方面

氨氮分析室不能存在铵盐类化合物和硝酸盐氮，避免交叉污染，使空白值偏高。

1.2 在试剂方面存在的问题

1.2.1 主要注意的是纳氏试剂，纳氏试剂有两种配制方法，第一种方法二氯化汞没有确切用量，按照反应原理和经验，二氯化汞和碘化汞的比应为0.41，二氯化汞因为溶解较慢，可采取低温加热缩短反应时间，而且这样还能避免二氯化汞红色沉淀提前出现。第二种方法配置的纳氏试剂，经多次试验检验配好后需静置2天，否则系数、空白都会偏高。保存在聚乙烯瓶中，放入冰箱低温冷藏，保证其稳定性。

1.2.2 酒石酸钾钠按经验应该在放有50g酒石酸钾钠的烧杯中加水至烧杯100ml刻度线，而不是加100ml水。然后冷却在定容到100ml。

1.3 实验室温度

应在20-25℃，能保证分析结果的可靠性。

1.4 反应时间

要保证在10-20min，之后进行比色分析。

1.5 水样稀释问题

水中的氨氮主要为生活污水中含氮有机物在微生物作用下的分解产物。如果水样颜色为无色，可直接取样分析；如果水样有颜色，状态为混浊时，要进行适当的预处理，然后再进行检测分析。

1.5.1 当水样为淡黄色，就直接检测；当水样显深黄色或桔红色，应进行稀释，然后再进行检测分析。

1.5.2 样品无混浊，可以直接取样分析；样品如果出现白色混浊，说明样品中含钙、镁等金属离子较多，应该进行适当的预处理。

1.5.3 预处理包括絮凝沉淀法和蒸馏法。（1）絮凝沉淀法主要针对无颜色但比较浑浊的水，操作步骤为：取100mL水样，加入1mL10%的硫酸锌溶液，加氢氧化钠溶液，使pH值在10.5左右，摇匀，用无氨水充分洗涤中速滤纸，用其过滤，弃去初滤液20mL，取50mL样品进行分析。（2）处理颜色较深、混浊、受污染严重的水采用蒸馏法：取水样250ml，当氨氮浓度高时可适量少取，加水至250ml，使氨氮含量不超过2.5mg，然后倒入500ml凯氏烧瓶中，加几滴pH在7左右的0.05%溴百里酚蓝指示液，把凯氏烧瓶液体用1mol/L氢氧化钠溶液调至pH在7左右，放 0.25g轻质氧化镁和4、5粒玻璃珠，快速连接氮瓶和冷凝管，导管下端插入50mL20g/L硼酸溶液，加热蒸馏，馏出液至200mL时，停止蒸馏， 最后定容到250mL即可。

2 总氮和氨氮的关系

总氮包括氨氮、硝氮、亚硝酸盐氮和有机氮。如果水体稳定，总氮=氨氮+硝氮+亚氮+有机氮，总氮和氨氮成正比，总氮会随着氨氮的升高而升高，随着氨氮含量的降低而降低。

3 氨氮的废液处理

氨氮废液处理的方法很多，物理化学法包括空气吹脱法、这点氯化法、循环冷水系统脱氨法、化学沉淀法、催化湿式氧化法、液膜法、电渗析除氨氮法。生物脱氨法包括传统硝化反硝化、厌氧氨氧化法、短程硝化反硝化、同时硝化反硝化法。现在氨氮废液处理应用广泛的方法是：生物脱氨法、折点氯化法、离子交换法氨吹脱、汽提法。

为了对环境不造成二次污染，可用氢氧化钠将废液pH调至9左右，1L废液加1g硫化钠，搅拌均匀。再加入7g硫酸亚铁，经搅拌后使其完全反应，放置12小时以上，使其完全沉淀。最后上清液排放，残渣可焙烧回收。

目前我国地表水污染情况较严重，饮用水源大多受到氨氮污染。以上是实验室检测氨氮、氨氮总氮关系和氨氮废液处理需要注意的相关问题。作者对这些问题阐述了对应的解决方法，避免在日常工作中出现相关问题。

参考文献

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[3]奚旦立，孙裕生，刘秀英.环境监测（第三版）[M].北京：高等教育出版社，2004：101.

废水中氨氮处理方法范文第5篇

关键词：城市污水；污水回用；循环冷却水；氨氮去除

中图分类号：A715文献标识码： A

随着人类社会和经济的不断发展，水资源的消耗不断增加，水质污染也日趋严重，水资源短缺问题逐渐成为制约各国经济发展的首要因素。城市生活污水的再生利用已成为世界各国节约和防止水资源污染非常有效的措施。目前，城市用水绝大部分来源于工业用水，而循环冷却水又占工业用水的绝对比重。因此，将城市污水回用于工业循环冷却水系统作为解决各国缺水问题的首选方案。早在20世纪30年代，美国的加利福尼亚州伯班城市发电站[1]，就利用该市的城市二级处理出水作为冷却水；得克萨斯州的阿马赖洛的尼科尔电站和琼斯电站[2]，利用市内的污水处理厂的二级处理出水作为冷却水；南非在20世纪40年代开始将城市污水回用于循环冷却水，其中约翰内斯堡的奥兰多电站、凯尔文A、B电站，都使用经过二级处理的城市污水作循环冷却水的补充水[3]；英国在20世纪50年代，开始将城市污水回用于工业冷却水，其中奥尔德姆、斯托克翁特伦特和科里登三家发电厂使用城市污水。20世纪80年代以来，我国将污水回用列为重要的节水措施[3]，在北京、大连、太原、天津等地相继建立了污水回用示范工程，并开展了污水回用的研究和应用，积累了不少经验。例如，北京京能热电厂利用北京高碑店污水处理厂二级生化处理后的城市污水作为循环冷却水的补水水源；太原钢铁公司利用太原北郊污水处理厂的二级处理出水作为循环冷却水。

在城市污水中，特别是经过二级处理后的污水中的氮，90%以上是以氨的形式存在，考虑将其作为电厂循环冷却水时，对氨氮的去除尤为重要[4]。传统观点认为中水回用于循环冷却水时，氨氮在冷却塔中在硝化作用下被降解了，同时氨氮的硝化产生硝酸，降低碱度的同时也能缓解磷酸钙垢的沉积[5]，但在实际运行中发现，氨氮对循环水系统存在很大危害。本文就氨氮对工业循环冷却水的影响以及氨氮的去除方法进行综述，并对相关方面提出自己的见解和建议。

1.氨氮对循环水系统的危害

1.1氨氮能促进微生物繁殖

冷却水在循环的过程中会使水温增加，冷却塔每m3水的空气量可达2000m3，供氧充足，而且冷却塔表面积在100～350m2/m3，巨大的表面积为生物膜提供了适宜的生长场所，具有很好的细菌生长繁殖条件，易使细菌繁殖相应加快。

1.2氨氮对设备及金属管材的腐蚀

系统中微生物数量大大增加的同时，微生物产生的粘泥和腐蚀物覆盖在换热器的表面，可降低冷却水的冷却效果，堵塞换热器中冷却水的通道，阻止缓蚀剂和阻垢剂到达金属表面发挥缓蚀和阻垢作用，形成浓差腐蚀电池而引起金属设备的腐蚀。另外，氨氮在循环冷却水系统发生硝化反应产生的大量硝酸造成系统pH值下降，对系统管材主要是铜管和碳钢管造成酸性腐蚀，另外还会造成冷却塔水泥构筑物酸性腐蚀，使其产生沙化现象[6,7]。

1.3氨氮降低杀菌效果

循环冷却水杀菌普遍使用氯系氧化性杀菌剂，氨是强还原物质，易与氧化性杀菌剂发生反应。加氯后水中的氯通常以次氯酸的形式存在，次氯酸极易与水中的氨进行反应，形成三种氯胺，因而，氨氮对氧化性杀菌剂有分解消耗作用，使杀菌剂无法达到预期杀菌效果[6]。

2.氨氮的去除技术

2.1物化法

2.1.1折点加氯法

废水中含有氨和各种有机氮化物，大多数污水处理厂排水中含有相当量的氮。如果在二级处理中完成了硝化阶段，则氮通常以氨或硝酸盐的形式存在投氯后次氯酸极易与废水中的氨进行反应，在反应中依次形成三种氯胺：

NH3+HOClNH2Cl(一氯胺)+H2O

NH2CI+HOC1NHC12(二氯胺)+H2O

NHCI2+HOC1NC13(三氯胺)+H20

上述反应与pH值、温度和接触时间有关，也与氨和氯的初始比值有关，大多数情况下，以一氯胺和二氯胺两种形式为主。

在含氨水中投入氯的研究中发现，当投氯量达到氯与氨的摩尔比值1:1时，化合余氯即增加，当摩尔比达到1.5:l时，(质量比7.6:1)，余氯下降到最低点，此即“折点”。在折点处，基本上全部氧化性的氯都被还原，全部氨都被氧化，进一步加氯就都产生自由余氯。

折点加氯可以非常有效地去除水中的氨氮，但是要使氨氮下降到国家标准(0.5mg/L)以内，实验室大概需要7~10倍于原水氨氮的氯，而在实际生产中由于外界环境等因素的影响，这个比例会更大，这对成本控制和设备维护提出更高的要求，目前尚未见以此为主要除氨方法的污水厂在运行[7]。

2.1.2吹脱法

采用填料塔或浅层折流塔，通过鼓风曝气方式，增加气液界面和迅速降低气液界面氨的分压，使废水中的氨气吹脱出来，脱氮率可达99%[8]。吹脱处理的优点是结构简单，易行，氨氮去除效率高，技术成熟，缺点是耗能高，二次污染严重，吹脱塔易结垢等，另外吹脱法不适于冬季气温低的地区，因为气温低，热损失大，运行成本会进一步增大。

2.1.3离子交换法

利用固相离子交换剂的功能基团置换废水中的相同电性的污染物离子（NH4+），再通过分离、浓缩、去除。常用的固相离子交换剂有活性炭、沸石、蒙脱石及交换树脂等。沸石是一种三维空间结构的硅铝酸盐，有规则的孔道结构和空穴，其中斜发沸石对氨离子有强的选择置换能力，且价格低。因此工程上常用斜发沸石作为氨氮废水的离子交换剂[9]。废水中的铵离子将斜发沸石中的钠或钙替代出来，失效的沸石使用再生液再生，再生液通过氨吹脱塔脱氨。此法存在的问题是：再生液需要再次脱氨，在沸石交换床内，氨解吸塔及辅助配管内存在碳酸钙沉积；废水中有机物易造成沸石堵塞而影响交换容量，须用各种化学及物理复苏剂除去粘附在沸石上的有机物；离子交换法不适宜处理高浓度氨氮废水。

2.1.4反渗透法(RO)

在反渗透膜一侧对废水施以大于渗透膜渗透压的压力，使废水中的水透过半透膜流向膜的另一侧，NH3-N则被截留在废水一侧。黄海明等[10]人根据稀土冶炼厂排放氨氮废水的水质情况，采用NH4C1和NaC1模拟废水进行了反渗透对比实验，发现在相同条件下反渗透对NaC1有较高去除率，而NH4C1有较高的产水速率氨氮废水经反渗透处理后NH4C1去除率77.3％，可作为氨氮废水的预处理。RO技术可以节约能源，热稳定性较好，但耐氯性、抗污染性差。RO工艺近来广泛应用于海水淡化和纯水制备，出水水质能满足各项污染排放标准，不足是将产生30％～40％的浓缩水，此外因老化和阻塞等问题每隔2-3年还必须更换价格昂贵的反渗透膜。

2.2生化法

2.2.1 传统生物脱氮技术

传统生物法去除氨氮是在各种微生物相互作用下，首先经过硝化过程，在有氧条件下，硝化菌将氨转化为亚硝酸盐和硝酸盐：然后再经过反硝化过程，在无氧或低氧条件下，反硝化菌将污水中的硝酸盐和亚硝酸盐转化为氮气[11]，从而实现脱氨的目的。较成熟的生物脱氮技术有生物滤池（BAF）、传统活性污泥工艺（A/O）和曝气生物流化床（ABFT），膜生物反应器（MBR）。采取哪种工艺应因地制宜。

周海滨等人[12]研究了在进水NH3-N及BOD5低负荷条件下，生物滤池（BAF）、传统活性污泥工艺（A/O）和曝气生物流化床（ABFT）三种工艺脱氮效果，结果表明生物流化床（ABFT）无论从技术还是经济上都有较明显的优势，并以长兴污水处理厂出水为对象进行了3个月的中间试验，中试结果表明，有效水力停留时间为1.5 h时，NH3-N的去除率能稳定在95％以上；秋季常温条件下，出水NH3-N平均为0.04 mg/L，平均去除率为96.9％；冬季低温条件下．出水NH3-N平均0.35 mg/L，平均去除率为95.2％ ，完全符合出水NH3-N须

李佳[13]研究了低碳源，高氨氮水质特点的某污水厂，其出水回用电厂循环冷却水深度处理工艺的选取情况，结果表明经过处理效率、经济因素、运行维护等方面的综合比较，三个方案中A/O结合接触氧化法+D型滤池较有优势，成为本工程再生水厂的推荐处理工艺。但再生水厂的正常运行仍需科学的调试，严格管理各个处理环节。

2.2.2新型生物脱氮技术

随着对脱氮理论更深层的研究，新型生物脱氮技术也逐步得到发展，这包括同时硝化反硝化，短程硝化反硝化以及厌氧氨氧化。

所谓同时硝化反硝化（SND），就是硝化反应和反硝化反应在同一反应器中、相同操作条件下同时发生。周育红等 [14]结合国内外的研究，对同时硝化反硝化同传统的生物脱氮工艺进行了比较，并深入研究SND的机理，结果表明SND可以大大降低运行费用，具有很大的发展前途。

所谓短程硝化反硝化[15]是在同一个反应器中，先在有氧的条件下，利用氨氧化细菌将氨氧化成亚硝酸盐，然后在缺氧的条件下，以有机物或外加碳源作电子供体，将亚硝酸盐直接进行反硝化生成氮气。王鹏等人[16]研究了短程硝化反硝化的脱氮机理，并分析了温度、DO 浓度、游离氨浓度、游离亚硝酸浓度、pH值、泥龄及有机物浓度7个方面对于短程硝化反硝化的影响，结果表明低溶解氧，低温低氨城市污水难以实现短程硝化反硝化，应加强相关机理的研究。

所谓厌氧氨氧化是在缺氧条件下，以亚硝态氮或硝态氮为电子受体，利用自养菌将氨氮直接氧化为氮气的过程。与传统生物法相比，厌氧氨氧化无需外加碳源，需氧量低，无需试剂进行中和，污泥产量少，是较经济的生物脱氮技术 厌氧氨氧化的缺点是反应速度较慢，所需反应器容积较大，且碳源对厌氧氨氧化不利，对于解决可生化性差的氨氮废水具有现实意义。陈曦等人[17]研究了温度和pH值对厌氧氨氧化微生物活性的影响，结果表明，该微生物的最佳反应温度为30℃，pH 值为7.8。

2.3循环水系统脱氮

循环水系统由冷却塔、循环泵和换热设备组成。在冷却塔内，水与空气接触，进行蒸发冷却，然后供换热设备循环使用。冷却塔由于蒸发、风吹、排污而需补充水，当将城市污水再生处理后作为补充水进入循环水系统中时，补充水中的氨氮在冷却塔内得以脱除。

周彤等[18]研究利用了循环水系统自身去除氨氮，并分析了影响循环水系统去除氨氮的因素，结果表明经深度处理的城市污水，含氨氮20～50mg／L时，在循环冷却水的pH值为7～8、浓缩倍数为2的条件下，循环水中的氨氮浓度可小于lmg／L。因此使用经深度处理的城市污水作为工业循环冷却水的补充水，不会造成循环永中氨氮的积累。

结论

城市污水回用于循环冷却水时，氨氮去除方法有多种，由于废水性质上的差异，各有优势与不足。要针对不同性质的废水，对其成分进行分析，然后选择一种或几种方法联合的方式进行处理，才能达到理想的处理效果。

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