处理污水氨氮的方法范文

处理污水氨氮的方法篇1

关键词：生活饮用水；氨氮污染；硝酸盐氮；亚硝酸盐氮

中图分类号：x832

文献标识码：A

文章编号：1009-2374(2011)27-0146-03

含氮化合物包括氨氮、有机氮、亚硝酸盐氮、蛋白氮以及硝酸盐氮，其中有机氮与蛋白氮主要是来源于植物腐败、动物粪便、原生动物和藻类等动植物。如果水里的蛋白氮与有机氮明显增高时，那么就说明水体最近明显地受到有机性的污染。当前，我国生活饮用水中普遍存在氨氮污染问题。天然水受到人畜粪便等含氮有机物污染之后，在有氧条件下经过微生物分解就会形成氨氮；沼泽地带的生活饮用水，氨氮含量相对也比较多；由于氨氮经过氨的硝化过程可以形成亚硝酸盐，最终能够形成硝酸盐，而硝酸盐会通过厌氧微生物作用，还原成亚硝酸盐和氨，这样也会造成地下水中氨氮污染。一般情况下，我们可以根据水中亚硝酸盐氮、硝酸盐氮和氨氮含量的变化来判断水质污染情况。

一、目前我国饮用水氨氮污染状况

由于我国人口相对集中在城市，而城市污水处理又不太好，农业生产使用大量的化学制剂以及工业生产事故，致使我国地表水体中氨氮污染问题还是比较严重的。据有关部门做的我国环境状况公报的统计，显示我国地表水氨氮污染率非常高，而且水质逐年下降。七大水系中除了珠江和长江的水质情况稍微好些，其它水系的氨氮含量超过了《生活饮用水标准》(GB5749 2006)中的氨氮限值(0．5mg／L)，多数水系氨氮含量都在4mg／L以上，有的甚至最高达到50．4mg／L。如此严重的污染状况，需要我们重视氨氮对生活饮用水水质的影响。

二、氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮三者的关系

氮在自然环境中存在一个循环过程，就是含氮有机物在有氧条件下，通过微生物作用，就会分解成成氨，再经过亚硝酸菌作用就会生成亚硝酸盐，后者再经过硝酸菌作用就能够生成硝酸盐。这个过程也称做氨的硝化过程。水中的氮主要以硝酸盐氮、氨氮、有机氮以及亚硝酸盐氮这几种形式存在。有机氮通过微生物与氧化活动能够转化为氨氮，在好氧情况下氨氮又可以被硝化细菌氧化成硝酸盐氮与亚硝酸盐氮。硝酸盐氮是含氮有机物氧化分解的最终产物，亚硝酸盐氮是氨硝化过程的中间产物。水中亚硝酸盐含量高，说明有机物的无机化过程尚未完成，污染危害仍然存在。水中硝酸盐主要是来源于和工业废水、土壤中有机物的生物降解、施肥后的径流和渗透、生活污水、大气中的硝酸盐沉降等。我们可以根据水体中亚硝酸盐氮、氨氮、硝酸盐氮含量的变化，来判断水质的污染情况。如果水体中硝酸盐氮含量高，而亚硝酸盐氮与氨氮含量比较低，那么说明该水体过去曾经受到有机物污染，现在已完成白净过程。如果水体中亚硝酸盐氮、氨氮、硝酸盐氮含量都增高，表明该水体以前受到污染，现在正在进行白净，或者过去和现在都受到了污染。

需要注意的是水中氨氮浓度并不是固定不变，它们之间是能够进行形式问的互相转化的。而且原水中“三氮”含量情况不一样，水质也会呈现不一样的污染特征。但是只要水中有氨氮出现，就表示水体受到了新的污染，水体白净还没有完成。

三、亚硝酸盐氮、氨氮以及硝酸盐氮对人体的健康危害

对人体的健康造成危害的主要就是亚硝酸盐造成的，但是水中的亚硝酸盐性质并不是很稳定，它很容易在氧化剂或者微生物的作用下转化为氨氮与硝酸盐，尽管我国在《生活饮用水标准》(GB57492006)中支队硝酸盐浓度限值做了规定。但是现在我国一些地下水源中硝酸盐的含量也开始逐渐增高，我们也要重视此情况。

生活用水中如果硝酸盐与亚硝酸盐的浓度过高，那么就可能会对人体造成产生致癌的亚硝胺与诱发高铁血红蛋白症这两种健康危害。硝酸盐能够在胃肠道细菌的作用下还原为亚硝酸盐，而亚硝酸盐能够与血红蛋白结合形成高铁血红蛋白，造成缺氧。婴儿，尤其是3个月以内的婴儿对硝酸盐特别的敏感，很容易患高铁血红蛋白症。当血中10％左右的血红蛋白转变为高铁血红蛋白时，婴儿就会出现紫绀等缺氧症状。另外，亚硝酸盐还能够与仲胺等形成亚硝胺，后者与食管癌的发病有关。

氨氮水中以铵根非离子氨(NH3)与(NH+4)这两种形式存在，而且随着水温与pH值的变化，这两种成分的比例也会发生变化，主要以铵根为主。尽管目前还没有关于生活用水中氨氮危害人类健康的报道，但是如果地表水体中存在比较高的氨氮，就会对水生生物造成毒害。另外由于氨存在硝化过程，那么就会导致含有高浓度的氨氮的自来水中产生大量亚硝酸盐，这会严重危害人体健康。尤其是我国那些多层建筑大多采用的是屋顶水箱，屋顶水箱容易造成死水，也特别容易受到二次污染，自来水在水箱中停留时间较长之后才被用户使用，结果这样就会造成水中亚硝酸盐氮浓度增高。

四、国内外饮用水标准对氨氮浓度的规定

目前欧共体、美国以及WHO所制定的生活用水氨氮含量的标准代表了当今世界的先进水平。不过各国饮用水标准中对氨氮的规定不一样，而且近年来西方国家对水源的保护做的比较好，原水氨氮浓度比较低。

从上表我们可以知道国内外饮用水标准中对氨氮限值在饮用水标准中对氨氮有规定的主要是欧洲国家，例如美国和日本都没有规定。我国新颁布的饮用水卫生标准对氨氮的规定就是采用国外标准，作为非常规监测项目。规定氨氮(以NH3计)的标准值为0．5mg／L。我国把生活饮用水水源水质标准分为I、II两级，其中对原水氨氮的规定是：I级、II级小于等于0．5mg／L。水质指标超过II级标准限值的水源水，不适宜作为生活饮用水的水源。如果限于条件需要加以利用，应当采用相应的净化工艺进行处理。

五、去除饮用水中氨氮的方法

要想从根本上解决饮用水中氨氮污染问题就是控制水源污染，但是控制污染原水中的氨氮，需要比较高的投入。以我国当前的经济条件，很难得到普遍实施的，因此，结合当前的实际情况，我们应该强化自来水厂的除污能力以及增加相关处理工艺，这样才能低成本的祛除原水中的氨氮污染。目前主要有物理化学法与生物处理法分两大类方法。物理化学法主要是反渗透、离子交换、蒸馏、化学沉淀、土壤灌溉、电渗析、氨的吹脱、折点氯化、电化学处理以及催化裂解等；生物方法主要是藻类养殖与硝化反硝化等。我们在实际运用时，要考虑是否应用方便、处理快，而且还要考虑性能的稳定性、水质和安全经济等因素。当前实用性相对比较好的就是生物脱氮法、折点氯化 法、离子交换法以及空气吹脱法。生物法处理是祛除原水氨氮污染最经济、有效的方法。该工艺不但能够祛除60％～90％的原水氨氮，而且还能净化水的浊度、有机物、色度和锰等，对于原水遭到比较严重有机污染的水厂特别适合。

我们重点介绍生物脱氮法中的固定化微生物技术和生物反硝化，离子交换法中的利用离子交换树脂除硝酸以及沸石的吸附交换脱氮技术。

(一)微生物脱氮法

1．原理。微生物脱氮技术是指水体中的有机氮通过氨化菌的作用能够分解转化为氨氮，然后利用白养型硝化细菌把其氧化为NO2-N和NOa-N(即硝化反应)，最后异养反硝化细菌通过有机物作为电子供体或白养反硝化细菌利用单质硫或氢气，经厌氧呼吸将NO-N和NO-N还原转化为无害的N(即反硝化反应)排出体系，从而达到脱氮的目的。由于生物法能够彻底的脱氮而且处理成本低、效果好、能耗也低，因此为祛除水体中的氮提供了有效手段，目前得到了广泛的运用。

2．微生物固定化技术原理、特点和制备方法。固定化微生物技术就是通过利用物理或者化学方法把游离微生物定位于限定的空间区域之内，使其保持活性并可以反复利用的一种新型生物技术。比如把特定的微生物封闭在高分子网络载体内，这样菌体就会活性高、脱落少，从而提高优势微生物浓度，增加其在生物处理器中的存留时间。

3．微生物脱氮法的优点。能够在生物处理装置内保持持生物量的高浓度，提高了处理能力，而且反应启动快，可以减少处理装置容积；污泥产量非常少，仅为普通活性污泥法的1／5～1／4；可选择性地固定优势高效菌种，提高降解效率；抵抗有毒污染物毒性冲击的能力比较强；能够稳定pH值等水质条件的变化；固液分离效果非常好，不需要专门的固液分离装置；运行比较稳定，耐负荷冲击，不会出现污泥膨胀等运行问题；不容易造成微生物不易流失；能够增大机械强度。

(二)生物反硝化法

1．硝化过程

由于硝酸菌对环境条件变化特别敏感，因此其生长率很低。温度、污泥龄、溶解氧、有机负荷、pH值等都会造成它的变化；亚硝酸菌周期短，生长相对比较快，而且对于水质水量的变化和其他不利条件都能够很好的适应。但是需要注意硝酸菌与亚硝酸菌都是好氧白养菌，只有在溶解氧足够的条件下才能够生长。一些研究表明，亚硝化阶段的反应速率决定硝化反应速率。对于硝化过程来讲，最合适pH值为8～8．4；温度范围为30℃～35℃；这种条件下有机物才能更好的在硝化反应中抑制非硝化菌的繁衍。

2．反硝化过程

硝酸盐经过一系列途径就会被逐步还原为分子氮。对于反硝化过程来讲，pH值最好控制在6．5～8．0之间；温度范围要控制在15℃～35℃内进行，因为当温度高于30℃或者低于10℃时候，反硝化速率就会明显下降。此外在反硝化过程中，污水中能够用于反硝化的有机碳的数量的多少及其可生化程度是重要控制因素。当BOD5／TKN>5～8时，我们可以认为碳源充足，当碳源不足时需要添加甲醇等有机碳化合物等外加碳源。

(三)离子交换剂

采用选择性离子交换法用的离子交换剂一般分为有机交换剂与无机交换剂这两大类型。无机交换剂一般有天然沸石与人造沸石。由于沸石对氨氮具有高选择性，越来越多的人们开始注意沸石对环境保护的作用。特别是在水源水和污水处理中得到了广泛的应用。而且天然沸石资源丰富，价格又便宜，被广泛地应用于工农业生产上。有机交换剂的种类特别多，常见的有强碱阴离子交换树脂、强酸阳离子交换树脂、弱酸阳离子交换树脂、弱碱阴离子交换螯合树脂、树脂、合成有机吸附树脂等。

除了以上方法以外，我们也可以利用生物活性炭处理工艺祛除生活用水中的氨氮，但是该工艺受到条件限制，祛除能力有限。此外一些水厂通常会采用折点加氯的方法来祛除氨氮，但是这种方法会在原水被有机物污染的情况下产生很多有机氯化物，降低了饮用水的安全性，因此一般不提倡使用该方法。

六、结语

当前我国生活用水污染情况比较严重，大多数饮用水源都受到了氨氮污染生活用水中的氨氮污染物可能会造成管亚硝酸盐增多和网末梢水难闻的臭味的问题。当前欧洲许多国家已经严格的规定了生活用水中的氨氮浓度。尽管我国规定了饮用水水源水以及出厂水的氨氮浓度的限值。但是还没有对自来水厂所采用的饮用水氨氮含量的进行规定，我们要在我国逐步推行控制饮用水氨氮浓度的标准。另外要想从根本上解决饮用水氨氮问题，就要控制好水源的污染。如果不能很好的控制水源污染，那么自来水厂就要加强自身的除污能力，尽可能的采用生物法预处理技术，这也是当前最经济、有效地解决饮用水中氨氮污染问题的方法。

处理污水氨氮的方法篇2

关键词：氨氮废水；磷酸铵镁（MAP） 沉淀法；吹脱；厌氧氨氧化

中图分类号：X703 文献标识码：A

文章编号：1674-9944（2013）01-0041-02

1 引言

随着水质富营养化问题的日益严重以及人们对氮危害水环境质量认识的深入，废水处理中对氮的处理标准也日益严格。氮在溶液中以分子态氮、有机态氮、氨态氮、硝态氮、亚硝态氮及硫氰化物和氰化物等多种形式存在，而氨氮是最主要的存在形式之一[1]。国内外氨氮废水处理方法主要有吹脱法、膜分离法、MAP 沉淀法、生物脱氨法等。

2 物化法

2.1 吹脱法

河南某氮肥企业高氨氮废水采用吹脱+ A /O工艺处理的成功实践（当进水氨氮浓度在641～868mg/L时，出水始终稳定在1mg/L左右），远远优于国家规定的排放标准[2]。周立岱等[3]采用一种新型的空塔吹脱设备代替传统的填料吹脱塔处理高氨氮模拟废水。研究结果表明：空塔吹脱在废水pH 值约为12 左右，温度为60 ℃，鼓风量为150 L/min 的操作条件下，氨氮吹脱率达63.16%。空塔吹脱具有操作简单，脱除效率稳定且成本低的优点，适合实际工程中的应用。

2.2 电化学法

针对传统高氨氮废水处理工艺存在二次污染、出水氨氮值偏高等问题，鲁剑等[1]采用电化学氧化法对高氨氮配水进行了试验研究，并考察了电流强度、氯离子浓度和面体比对氨氮去除效果的影响，结果表明：在电流强度为9A、投加氯化钠摩尔比（NH3-N/Cl-）为1：4、极板间距为1cm、面体比为40m2/m3时，电解90min后，氨氮浓度可以从2000mg/L降至247.51mg/L。何绪文等[4]以焦粉为粒子电极，研究三维电极法深度处理高氨氮焦化废水，取得相应的适宜工作参数。结果表明：焦粉在深度处理焦化废水中氨氮时起到良好的催化电极作用，在焦粉粒径为10～20目、极板间距为1cm、面体比为135.2m2/m3、电流密度为4.44mA/cm2、pH为5、通气量为6L/min、电解时间为30min时，氨氮去除率达到90%，出水氨氮值低于15mg/L，达到钢铁工业废水排放标准（GB1456-1992）的要求。以焦粉为填料的负极性三维电极，一方面提高焦粉的资源利用率，一方面对焦化废水中的氨氮污染物具有较好的去除效果，对今后以废制废，发展循环经济有较大的发展前景。

2.3 磷酸铵镁（MAP） 沉淀法

磷酸铵镁（MAP） 沉淀法是一种比较新颖有效的处理高氨氮废水的方法，其操作简单、反应速度快且沉淀性能好，尤其适于处理高氨氮、低有机物浓度的废水。时永辉等[5]采用磷酸铵镁沉淀法处理高氨氮废水，考察了pH值、反应温度、反应时间以及镁盐和磷盐沉淀剂与氨氮的配比等因素对去除氨氮的影响。结果表明，在pH 值为10、Mg：N：P（物质的量之比）=1.1∶1.0∶1.3、温度为18～30℃的条件下，自动搅拌、反应并沉淀20min，氨氮浓度可由1000mg/L降到76mg/L，去除率高达92.4%，为后续生化处理奠定了基础。还有其他学者利用MAP沉淀法处理了垃圾渗滤液中的高浓度氨氮[6～9]。

3 生物脱氮法

3.1 膜生物法

膜生物法（Membrane Bio-reactor）是将现代膜分离技术与传统生物处理技术有机结合起来的一种新型高效污水处理及回用工艺，近年来已逐步应用于城市污水和工业废水的处理及回用。张西旺和金奇庭[10]在一体式MBR处理高浓度有机废水研究的基础上，针对高氨氮城市小区生活污水进行中试研究。研究发现：对于氨氮含量在85～115mg/L的小区生活污水，采用MBR进行处理，出水氨氮含量小于5mg/L，并且出水其它指标完全达到《生活杂用水水质标准》CJ25.1-89中洗车和扫除标准。设置缺氧区和泥水回流装置可提高MBR对氨氮的去除效果，对于高氨氮生活污水的氨氮去除率可从60%提高到95%以上，出水的氨氮平均浓度从40mg/L降到5mg/L以下。汪传新等[11]在常规MBR的基础上增加水解区及泥水回流装置，并将其用于处理高氨氮生活污水。结果表明：当原水氨氮浓度为75～115mg/L时，出水氨氮浓度

3.2 厌氧氨氧化法

厌氧氨氧化（Anaerobic Ammonium Oxidation，ANAMMOX） 是指在缺氧条件下，作为电子受体直接被氧化到氮气的过程。厌氧氨氧化是自养的微生物过程，不需外加碳源以反硝化，且污泥产率低。因此，近年来厌氧氨氧化已成为国内外生物处理研究的热点问题[17]。朱杰等[18]以典型高浓度养殖废水经UASB-短程亚硝化工艺处理后的出水为对象，采用厌氧氨氧化工艺进行脱氮处理研究。以反硝化污泥启动厌氧氨氧化反应器，在此基础上，通过试验确定最佳进水氨氮负荷应处于0.2kg/（m3・d）左右，系统的HRT定为2d；通过对系统运行条件研究发现，最佳运行条件为：pH值为7.50左右，温度为30℃且系统不需投加有机碳源。在优化条件下，系统最终氨氮去除率能达到85%以上，亚硝态氮去除率达到95%以上，系统运行效果良好，且具有重现性。最后通过动力学理论分析得出氨氮的降解速率为0.0126d-1，亚硝态氮的降解速率为0.0131d-1。赵宗升等[19]发现通过好氧出水回流到厌氧流化床可以实现厌氧氨氧化过程。对于高浓度氨氮渗滤液，ANAMMOX反应可使ANAMMOXA2/O工艺比普通A2/O工艺的TN去除率提高15%～20%，达32%以上；好氧出水NO2-N浓度有较大幅度地降低，改善了出水水质。张文艺等[20]针对常州市某生化制药公司高浓度氨氮制药废水SBR处理工艺，改用前置回流式UBF-BAF组合工艺进行了试验研究。结果表明：在厌氧生物膜的作用下，前置式UBF反应器内不仅依次发生了有机物分解的水解酸化和产甲烷的碳化反应，而且还同步发生了含氮化合物的反硝化和厌氧氨氧化反应，表现出COD、氨氮、亚硝酸盐氮和总氮浓度同步降低。BAF承接经UBF厌氧处理后的出水，与SBR相比具有较高的同步脱碳、脱氮性能，其对氨氮和总氮去除率分别高达84.08%和68.15%。从UBF-BAF反应器中分离出了厌氧氨化细菌和好氧反硝化细菌，从微生物角度进一步表明了UBF-BAF组合反应器具有较强的脱氮能力。还有关于在曝气生物流化池中投加高效菌种[21]、生物接触氧化工艺[22]处理高氨氮废水或高氨氮污染河水的报道。

4 结语

目前，关于氨氮废水的处理方法主要有物化法、生物脱氮法两大类，常规的物化脱氮技术处理费用较高，使其广泛应用受到一定限制。而部分亚硝酸型硝化和厌氧氨氧化相结合的新型生物脱氮工艺能够实现氨氮的最短途径转换，但还有许多问题尚待解决[23]。因此，可根据有关污水水质特点，参考国内外研究成果选择适宜的处理方法，使之达到环境效益与经济效益最佳状态。

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处理污水氨氮的方法篇3

（1）吹脱与汽提法吹脱与汽提法适用于含有溶解性氨氮有机氮废水，这种方法是在高的pH值情况下，使溶解性氨氮有机氮废水与通入废水中的气体充分接触，最后靠气体中氨的分压与废水中氨浓度的分压差来推动对废水中氨氮的去除。吹脱与汽提法需要溶解性氨氮废水中的氨氮尽可能以氨分子形态存在，去除效果取决于pH值、水温、水力负荷及气水比等。氨吹脱即空气吹脱，汽提法则利用蒸汽进行吹脱，由于汽提法所需能耗较大，而且设备维护复杂，因此主要采取空气吹脱法来去除水中的氨氮。刘文龙等人[1]利用空气吹脱法处理催化剂生产过程中产生的含（NH4）2SO4高浓度氨氮（平均达4300mg/L）废水，当废水pH值为11.5，吹脱温度为80℃，吹脱时间为120min，气液体积比300时，废水中氨氮脱除率可达99.2%，采用吹脱、汽提法容易造成空气二次污染。（2）电渗析法电渗析是一种利用施加在多对阴阳膜对之间的电压来去除含氮废水中氮浓度的方法。在电渗析槽中阴阳渗透膜之间施加直流电压，当含氮废水进入电渗析槽时，通过施加在多对阴阳离子渗透膜的电压，使氨离子从废水中集聚另一侧的高浓度氨废水中，从而使含氮废水中的氨得到去除。电渗析法处理的优点是效果稳定、启动快、操作简便、受来水温度及pH值等条件影响小；但该法易导致浓水和淡水串流，影响最终出水水质，故该法适用于中低浓度的氨氮废水。电渗析技术需要氨氮尽可能以氨分子形态存在，电渗析法可将含NH3-N3000～3200mg/L废水中的氨氮去除85%以上，同时可获得8.9%的浓氨水，此方法在运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。（3）化学沉淀法化学沉淀法是通过向废水中投加某种化学药剂，使之与废水中的某些溶解性污染物质发生反应，形成难溶盐沉淀下来，从而降低水中溶解性污染物浓度的方法。目前主要采用向废水中投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨镁（MAP）沉淀的方法，以去除含氮废水中的氨氮。徐志高等人利用投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨镁的化学沉淀法对处理锆铪萃取分离所产的高浓度氨氮废水进行了研究，研究表明pH值对高浓度氨氮废水中氨氮的去除及磷的残余的影响最大，其次是n（P）∶n（N），而n（Mg）∶n（N）和初始氨氮浓度的影响较小，最终所选工艺条件为pH值=9.5，n（Mg）∶n（N）=1.2∶l，n（P）∶n（N）=0.9∶1，25℃下反应20min，静置30min时，可将锆铪分离所产生的废水中氨氮浓度由3000mg/L降至150mg/L以下，其氨氮的去除率大于95％，磷的残留约1.1mg/L。生成的磷酸铵镁沉淀物是一种很有价值的缓释肥。化学沉淀法是一种技术可行、效率高的方法，很有开发前景，但要广泛应用于工业废水处理，还需要解决经济问题。由于其投加药量大，需要寻找价廉高效的沉淀剂；由于工业废水中会存在一些有毒有害物质，需要开发MAP作为肥料的价值。（4）氧化法在强氧化剂或特殊光照作用下，可使污水中的有机物和氨分别氧化分解成CO2、N2和H2O等无害物质，达到净化的目的。付迎春等人和王颖莉等人分别以催化湿式氧化及光催化氧化法去除氨氮，实验结果表明，在催化氧化法中氨氮去除率可达97%以上，但是在氧化过程中，部分氨氮在氧化过程中部分被氧化成NO3，不利于总氮去除。

2生物法

生物法是指废水中的含氮污染物在多种微生物作用下，通过同化、矿化、硝化、反硝化等一系列反应，最终生成N2，从而达到处理废水中含氮污染物的目的。目前在生物法处理含氮废水的新工艺中主要方法有好氧反硝化法、短程硝化反硝化及厌氧氨氧化等。生物法处理效果稳定，操作简单，适用范围广，不产生二次污染且比较经济；但占地面积大，低温时效率较低，对运行管理要求较高。在所有方法中，对氨氮的去除率均可达到95%以上，但对总氮的去除差异非常大。朱明石等人采用升流式厌氧污泥床（UASB）-生物膜反应器建立厌氧氨氧化工艺来处理高浓度含氮废水，当进水ρ（NH3-N）、ρ（NO2-N）、ρ（TN）分别为340.0mg/L、448.8mg/L、788.8mg/L时，其去除率分别为84.0%、93.0%、85.0%。孙艳波等人对厌氧氨氧化和反硝化的协同脱氮的进行了研究，稳定阶段反应器对氨氮、亚硝氮、TN和COD的去除率分别高达95.3%、99.1%、94.0%和93.2%。结果表明，厌氧氨氧化和反硝化能协同脱氮而且效果很好。与传统生物硝化反硝化技术相比，厌氧氨氧化技术需氧量低，不需外加碳源和中和试剂，同时可大幅度减少污泥产量，是目前已知最经济的生物脱氮工艺；但因厌氧氨氧化的反应速度比较慢，故所需反应器容积大。目前国内在厌氧氨氧化生物脱氮领域开展的研究工作不多，为使这一具有良好应用前景的新型生物脱氮工艺在工业中得到应用，今后应进一步研究确定厌氧氨氧化的反应机理，寻求适于反应微生物的培养条件及反应器系统。虽然许多方法都能有效地去含氮废水中的氮，但大部分目前还处于研究阶段，只有几种方法能真正应用于工业废水的处理，因为它们必须具有应用方便、处理性能稳定可靠、适应于废水水质及较为经济等优点、根据目前的经验，处理含氮废水中的氮的主要技术有：（1）生物硝化法反硝化法除氮，即在好氧条件下，通过好氧硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐；然后在缺氧条件下，利用反硝化菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从废水中逸出。（2）氨吹脱法。（3）折点氯化法。（4）离子交换法。对于不同性质的废水，无机氮中的氨氮废水处理技术相对比较成熟。根据氨氮浓度的不同，废水可划分为三类：（1）高浓度（＞500mgNH3-N/L）；（2）中等浓度（50~500mgNH3-N/L）；（3）低浓度（＜50mgNH3-N/L）。由于以上几种处理方法原理、影响因素、适用范围等不同，因此，在选择处理方法必须充分利用其特点和优势，做到既“节能减排”又“满足要求”。目前以上几种处理方法中主要采用以下四种处理方法来去除废水中的氮，但各有其特点和适用范围，见表1。

3几点看法

综上所述，可初步得出以下几点看法：（1）多少年来对去除水中氨氮（NH3-N）的研究和实践很多，但各种处理方法对去除总氮起多大作用并没有联系起来统一考虑。（2）对于去除含有机氮如蛋白质、氨基酸、脂肪酸及核酸等的去除方法尚待今后有针对性地进行试验研究，并找出其与去除无机氮的相关关系。（3）对于不同性质的含氮废水处理方法，需要根据废水性质做相应的小试中试试验来确定。（4）为了满足达标排放要求，可采用物理化学法与生物法相结合的工艺处理流程。

处理污水氨氮的方法篇4

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.

[3]胡继峰，刘怀.含氨废水处理技术及工艺设计方案[J].水处理技术，2003，29（4）：244-246.

处理污水氨氮的方法篇5

关键词：催化剂废水；A/O；生物流化床；

中图分类号：X703 文献标识码：A

1 前言

兰州石化公司已建有污水处理设施，接纳催化剂厂排放生产污水和炼油系统排出的含硫污水，处理规模650m3/h。该污水具有水量变化大、酸碱度高、悬浮物高、氨氮浓度高、C/N比值较低以及冲击负荷高等特点，此废水先采用格栅、均质、中和、调节、加药混凝、初级沉淀池等工艺措施进行预处理后，再采用ABFT工艺进行生化法处理后达标排放。

由于原有的ABFT工艺中投加的生物填料磨损严重，处理效果难以保证；且生物载体开孔度不高，加之曝气作用导致载体浮力过大，载体在上拦截网的挤压下变形严重，甚至板结硬化，同时造成碳酸盐、磷酸盐、硅酸盐在拦截网即载体表面结垢，微生物结膜，造成气、水阻塞，处理效果下降。因此急需改进现有的生化工艺来满足废水的达标排放，本试验将单纯的生物膜法改为泥膜联用，曝气生物流化床工艺(ABFT)改为A/O生物流化床工艺来提高催化剂废水的处理效果。

2 试验

2.1试验目的

本试验通过采用A/O生物流化床工艺，来提高催化剂废水氨氮和有机物的处理效果，并且达标排放。

2.2试验水质

设计进水量30m3/h，生化阶段进出水水质见表2-1。

表2-1生化池进出水水质单位：mg/L

项目 CODcr NH3-N SS

设计进水质 ≤300 mg/L ≤180mg/L ≤200mg/L

设计出水质 ≤60 mg/L ≤15mg/L ≤70mg/L

2.3试验生物填料

本试验选用硬质聚乙烯材质新型微生物膜载体填料，它采用科学配方将高分子材料进行改性，添加特定数量抗氧化剂和水溶性高分子材料制成特殊几何结构的生物载体,使其具有巨大的表面积、易挂膜、负荷高、稳定性好、生物活性高、去除有机物及氨氮效果好等优点。

2.4试验方法

表2.2 试验方法

序号 项目 试验方法

1 CODcr 重铬酸钾法

2 NH3-N 纳氏试剂分光光度法

3 试验分析

3.1填料挂膜及调试阶段

针对本试验的特点，污泥培养可采用连续培养驯化的方法。接种污泥拟取兰州石化公司炼油污水处理部含硫催化剂废水处理工艺现有ABFT池1和8廊道沉淀池污泥。

3.1.1填料挂膜

由于采用的是原有催化剂废水处理工艺A1、A8廊道回流污泥，因此污泥的培养时间很短。当沉淀池的出水较清澈，且氧化池进出水CODcr去除率＞60％时，可认为生物膜的培养基本结束。当污泥培养成功之后，即可进行污泥驯化阶段。采用逐级增大催化剂废水处理量的方式。观察出水水质情况，若沉淀池的出水较清澈，加大提升泵出水水量，重复以上步骤，直至达到满负荷，当处理水量达到满负荷，水质亦能达标时，驯化阶段结束。进入试运行阶段。

3.1.2填料挂膜前后对比

硬质聚乙烯材质新型微生物膜载体填料挂膜10天后填料表面的变化情况如下图3.1和3.2所示。

图3.1 填料挂膜前 图3.2 填料挂膜后

由上图我们可以清楚看到硬质聚乙烯材质新型微生物膜载体填料挂膜前后填料表面明显的变化，与挂膜前相比，填料表面附着不同程度的微生物，由此可以说明，挂膜效果较好。

3.1.3挂膜调试阶段运行效果分析

1）挂膜调试阶段氨氮处理效果分析如下图3.3所示：

图3.3 填料挂膜阶段氨氮处理效果

由上图可以看到，在填料挂膜调试阶段，在逐渐增加进水量的情况下，出水氨氮浓度都在1mg/L左右，达到国家《污水综合排放标准》一级排放标准，说明硬质聚乙烯材质新型微生物膜载体填料挂膜效果较佳。

2）挂膜调试阶段CODcr处理效果分析如下图3.4所示：

图3.4 填料挂膜阶段CODcr处理效果

由上图可以看到，在填料挂膜调试阶段，进水量在不断的增加，而出水CODcr都在60-70mg/L之间波动，出水达到国家《污水综合排放标准》二级排放标准，由于是在挂膜阶段，所以出水CODcr较不稳定。

3.2稳定运行阶段

3.2.1稳定运行阶段氨氮处理效果分析

稳定运行阶段氨氮处理效果分析如下图3.5所示：

图3.5 稳定运行阶段氨氮处理效果

由上图可以看到，当进水量控制在设计值30m3/h，且在水质较稳定的情况下，出水氨氮浓度基本都保持在1mg/L左右，出水达到国家《污水综合排放标准》一级排放标准。由于废水中的氮主要为氨氮，在亚硝化及硝化菌的作用下，氨氮进一步分解氧化为亚硝酸及硝酸盐氮，氨氮得以去除。

3.2.2稳定运行阶段CODcr处理效果分析

稳定运行阶段CODcr处理效果分析如下图3.6所示：

图3.6 稳定运行阶段CODcr处理效果

由上图可知，在进水量恒定的情况下，水质有不同程度的波动，但是出水CODcr基本保持在50mg/L左右，出水CODcr达到国家《污水综合排放标准》一级排放标准。比填料挂膜调试阶段，出水CODcr有所降低，处理效果明显，说明该装置对催化剂废水有机物的去除效果较好。

3.3大流量运行下处理效果分析

3.3.1大流量运行下氨氮处理效果分析

大流量运行下氨氮处理效果分析如下图3.7所示：

图3.7 大流量运行下氨氮处理效果

该装置处理水量控制在40m3/h时，其出水氨氮浓度在5mg/L以下。在7月18号这日，由于进水氨氮突然升高，导致装置受到冲击，但是由图可以看到，装置在运行一天后就恢复了原有的处理能力，说明A/O生物流化床工艺抗氨氮冲击负荷能力较强。

3.2.2 大流量运行下CODcr处理效果分析

大流量运行下CODcr处理效果分析如下图3.7所示：

图3.8 大流量运行下CODcr处理效果

在达到设计进水量为30m3/h要求的前提下，对装置进行流量冲击负荷试验发现，装置受到冲击负荷后，其出水CODcr在60mg/L左右浮动，说明A/O生物流化床工艺抗有机物冲击负荷能力较强。

4 结论

1）在填料挂膜调试阶段，出水氨氮和CODcr均达到国家《污水综合排放标准》一级排放标准，说明硬质聚乙烯材质新型微生物膜载体填料挂膜效果较佳。

2）在进水量恒定的情况下，进水水质有不同程度的波动，但是出水氨氮和CODcr均达到国家《污水综合排放标准》一级排放标准，说明A/O生物流化床工艺对催化剂废水氨氮和有机物的去除效果较好。

处理污水氨氮的方法篇6

关键词：城市污水 污水回用 循环冷却水

在城市污水中，特别是经过二级处理后污水中的氮，90％以上是以氨的形式存在，以氨氮形式脱氮，比去除硝酸盐氮容易而经济，在某些场合并不要求脱除总氮而只对脱除氨氮有要求。氨在工业循环水杀菌处理时会增加用氯量。氨对某些金属，特别是铜具有腐蚀性，当再生水作为冷却水回用时，要考虑冷却设备腐蚀损害问题。因而在考虑将经处理的城市污水回用于工业循环冷却水系统时，氨氮的去除尤为重要。

氨氮的去除有以下方法：

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 + HOCl NH2Cl(一氯胺) + H2O

NH2Cl + HOCl NHCl2(二氯胺) + H2O

NH2Cl + HOCl NCl3(三氯胺) + H2O

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。其中的氯称为有效化合氯。

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∶1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。

在废水处理中，达到折点所需氯总是超过质量比7.6∶1，当污水的预处理程度提高时，到达折点所需氯量就减少。三种处理出水加氯量见表1。

表1 折点加氯需氯量[1] 废水处理程序 Cl2：NH3-N到达折点所需质量比

经验值 建议设计值

原水 10:1 13:1

二级出水 9:1 12:1

二级出水再石灰澄清过滤 8:1 10:1

折点加氯产生酸，当氧化1 mg/L NH3-N时，需14.3 mg/L的碱度（以CaCO3计）来中和，实际上，由于氯的水解，真正需要的碱度为15 mg/L。大多数情况下，pH值将略有降低。

为了达到折点反应所加入的氯剂，除形成次氯酸外，还增加废水中的总溶解固体含量。在废水复用情况下，溶解固体的含量可能成为影响回用的障碍。投加不同氯剂对总溶解固体的影响见表2。

表2 折点加氯对TDS的影响 化学药剂的投加 总溶解固体的增加：消耗的NH3-N

以氯气进行折点氯化 6.2:1

以次氯酸钠进行折点氯化 7.1:1

投氯气后，用石灰中和全部酸度 12.2:1

投氯气后，用NaOH中和全部酸度 14.8:1

折点加氯法因加氯量大，费用高，以及产酸增加总溶解固体等原因，目前尚未见以此为主要除氨方法的污水厂在运行。

2　氨吹脱

在废水中，铵离子和氨气相互转化：

当pH为7时，只有铵离子存在，在pH为12时，只有氨气存在，在适当条件下溶解氨能从废水中释出。

氨吹脱工艺是将水的pH值提到10.8～11.5的范围，在吹脱塔中反复形成水滴，通过塔内大量空气循环，气水接触，使氨气逸出。

环境温度低于0℃时，氨吹脱塔实际上无法工作［2］。当水温降低时，水中氨的溶解度增加，氨的吹脱率降低。由于水中碳酸钙垢在吹脱塔的填料上沉积，可使塔板完全堵塞。另外，吹脱塔的投资很高。因此，国外原有的吹脱塔基本上都已停运。

3　选择性离子交换法

使用选择性离子交换剂--斜发沸石进行离子交换是近期开发的工艺［3］，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。斜发沸石是沸石中的一种，在美国西部有几处矿床自然存在。沸石的交换容量可由废水的离子浓度来估计，同时要进行半生产性试验，有的用4.8kg/m3。

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。目前这种方法应用也不多。

4　生物法脱氨

目前，生产中经常大量采用的方法是生物法脱氨［4］。污水处理到硝化阶段，生物反应在完成碳的氧化后再完成氮物质的氧化，使氨氮能氧化为亚硝酸盐和硝酸盐。但这样需延长生物处理时间，并增加供氧量，这将使生物处理的基建投资和供氧动力增加，无疑会增加污水处理厂的负担，加大废水回用成本。

5　循环水系统脱氨

该法是我国“八五”科技攻关成果［5］。中国市政工程东北设计研究院课题组将再生水作工业冷却水回用的研究工作中，提出利用循环水系统，特别是冷却塔，进行脱氨。循环水系统只要运行得法，掌握一定条件，在发挥冷却作用的同时，可以作为脱氨兼用，既不需增加处理费用，又使水质达到回用要求，从而解决了氨氮指标影响回用的这一关键技术。

5.1　循环水系统脱氨的效果

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。这一规律在试验和工业化实践中所证实。表3是某厂使用再生水的循环水系统水质分析的典型数据：

表3 某厂使用再生水的循环水系统水质分析 项目 补充水（再生水） 循环水

pH 7.0 7.9

硬度/(mg·L-1) 150 330

碱度/(mg·L-1) 95 150

Cl-/(mg·L-1) 121 282

NH3-N/(mg·L-1) 13 0.4

CODCr/(mg·L-1) 21 30

SS/(mg·L-1) 4.2 4.4

注：硬度、碱度均以CaCO3计。

城市污水经二级和深度处理后，氨氮尚有10～30 mg/L左右，进入冷却系统后，在浓缩倍数2的情况下，氨氮达到0.4 mg/L的低值。且不随浓缩倍数增加和运行时间长短而积累。表3说明在工业用水实践中，循环水系统中氨氮可小于1.0 mg/L，满足包括电力工业在内的工业循环冷却水氨氮指标小于1 mg/L的要求。

5.2　影响氨氮去除的因素

氨氮的去除机理是由于循环水系统是一个特殊的生态环境，合适的水温，很长的停留时间，巨大的填料表面积，充足的空气等等优良条件促使氨氮转化。据测定，80％为硝化作用，10％为解吸作用，10％为微生物同化作用，三种作用综合，而以硝化为主。因此，下列因素对氨氮的去除有影响。

5.2.1　冷却塔浓缩倍数，停留时间

冷却塔的浓缩倍数与节水效果直接相关，浓缩倍数越高，补给水量越少，循环水在系统内的停留时间越长。

循环水系统内的平均停留时间从公式（1）求得：

T=V/(Qb+Qm)

(1)

式中　T—水在系统内的停留时间，h；

V—循环水系统容积，m3，一般为循环小时流量的1/3～1/5；

Qb—排污和泄露损失水量，m3/h；

Qm—风吹损失水量，m3/h。

例如1×104 m3/h的循环水系统，当浓缩倍数为2时，循环水在系统内的停留时间为12.5 h；当浓缩倍数为5时，停留时间为50h。可见其停留时间很长［6］。

当浓缩倍数2以上，城市污水中氨氮含量为20～50 mg/L时，循环水中氨氮浓度可小于1mg/L。我国大多数工业冷却系统，浓缩倍数在2左右，所以，大多数工厂的循环水冷却系统都具有很高的去除氨氮的能力，这一去除氨氮的创新技术，具有普遍推广价值。

5.2.2　碱度和pH

经计算，每氧化lgNH3-N要消耗碱度7.14g（以CaCO3计）。当碱度不足时，应当补加。

循环水系统pH要保持在7.0～8.0，使循环水的pH值适宜硝化菌的活动。

5.2.3　温度

亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～42℃，在适宜的温度下，硝化菌活性高增长快，对氨氮的去除能力增强。通常冷却塔水的温度长期保持在25～40℃范围内，恰是在硝化菌最适宜的温度范围内，并且不存在低温时硝化菌效能减退问题。这是任何市政污水处理构筑物无法比拟的。

5.2.4　供氧量

计算得出，将lgNH3-N氧化为NO2--N需耗氧3.43g，将lgNO2--N，需耗氧1.14g，硝化作用共耗氧4.57g。氨氮的硝化应保证空气量为硝化所需空气量的50倍。

在冷却塔内，每立方米水的空气量可达2000 m3，供氧充足，溶解氧可以达到饱和。这样高的空气量可以提高溶解氧向液膜的传递速率，有利于硝化活动的进行。

5.2.5　生物膜

污水经二级处理和深度处理后，水中还含有一定数量的细菌和有机物，在冷却塔填料表面很容易形成一层生物膜。冷却塔填料有点滴式、膜板式、网格状、蜂窝状等多种形式，表面积在100～350 m2／m3。巨大的表面积为生物膜生长提供了良好场地，虽然填料的比表面积大，但由于循环水是补充水的几十倍，可看作高倍数回流，因此填料不会有脱水现象发生。避免了生物膜干化而影响活性。由于再生水的BOD小于10 mg/L，加上循环水有大量稀释能力，因而合成代谢所形成的新细胞数量很小，膜的增殖脱落量不大，不会发生填料间隙的堵塞问题。按计算，每氧化1mg NH3-N产生0.15mg新细胞，当原水为20mg/L NH3-N时，也只产生3.0mg/L悬浮物，数量很少。工程实践也证明，已使用再生水的循环水系统悬浮物很低，填料不堵塞，冷却塔也并不因其具有硝化功能而增加排污。循环水系统脱氨已经成功运行数年。

6　结语

经深度处理的城市污水，含氨氮20～50 mg/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1 mg/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，不会造成循环水中氨氮的积累。

参考文献

［1］秦裕衍等译.（美）梅特卡夫和?瞎?废水工程处理、处置和回用［M］.北京：化学工业出版社，1986.

［2］（美）R.L.卡尔普等.城市污水高级处理手册［M］北京：中国建筑工业出版社，1986.

［3］Water Enviroment Federation.Design of Municipal Wastewater Treatment Plants［M］.alexandria，1992.

［4］Takashi asano.WasteWater Reclamation and Reuse［M］.Lancaster Technomic Publishing Compang Inc， 1998.

［5］中国市政工程东北设计研究院.“八五”国家科技攻关专题研究技术报告［R］.1995.

处理污水氨氮的方法篇7

关键词 氨氮；剩余污泥；高温固态厌氧消化；氨抑制；影响

中图分类号 X705 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）03-0252-02

随着我国污水处理能力的提高，污水处理过程中产生的剩余污泥量迅速增加。目前，我国城镇污水处理厂每年排放污泥量（以干重计）840万t，而且以大于10%的年增长率迅速增加[1]。污泥中含有大量的有机物、氮磷、病原微生物、重金属和环境激素等，处置不当很容易造成严重的二次污染，降低巨大的污水处理投资带来的成果。目前，国内外对剩余污泥的处置方法主要有卫生填埋、污泥焚烧、好氧堆肥、厌氧消化等。固态厌氧消化技术由于具有处理周期短、产气效率高等优点而成为研究和应用的热点。

剩余污泥的固态厌氧消化通常采用高温消化（55 ℃），消化过程中大部分含氮有机物被转化为氨氮（NH3和NH4+），使厌氧消化体系中的氨氮浓度逐渐升高。氨氮在厌氧消化中起着多重作用。一方面，氨氮是厌氧微生物的营养物质，并提供了厌氧消化体系的部分碱度；另一方面，氨氮浓度超过一定值后会对厌氧消化体系产生较强的抑制作用，甚至导致厌氧处理系统失稳。但关于高温固态厌氧消化中的氨抑制问题的研究很少。本文采用自制固态厌氧消化装置研究了氨氮浓度对剩余污泥高温厌氧消化的影响，并探讨了消化过程中的氨抑制现象和抑制机理。

1 材料与方法

1.1 试验原料

试验所用的剩余污泥取自合肥市某污水处理厂脱水后的污泥。为了调节碳氮比，在消化底物中添加了一定量的秸秆，秸秆采用合肥市近郊水稻秸秆，添加前用粉碎机粉碎至3～7 mm。接种污泥采用产气性能良好的成熟高温厌氧污泥。剩余污泥、秸秆和接种污泥等消化底物的理化性质见表1。

1.2 试验装置与试验设计

试验在自行设计的厌氧消化反应器中进行，反应器顶部设有取样口和出气口（图1）。反应器中间设置多孔通气管，用来提高通气效率。整个装置放置在电热恒温培养箱中，温度控制在55 ℃，误差±2 ℃。试验开始加温前，将消化底物按照一定比例混匀后装入反应器并将反应器上的缝隙采用石蜡密封，然后使用氮气吹扫排出装置中的空气。消化产生的气体采用铝箔采样集气袋收集。

为了探究在高温固态厌氧消化过程中的氨抑制问题，试验设置了3组样品，并使用105 ℃温度下干燥2 h后的氯化铵（NH4Cl）调节初始氨氮含量。3组样品的设计方案和初始性质见表2。

1.3 测定方法

试验主要测试指标包括消化底物的含水率、VS、pH值、挥发性脂肪酸（VFA），氨氮浓度以及消化过程中的产气量和气体组分中的甲烷含量。含水率采用烘干法（105 ℃）测定，VS使用马弗炉（600 ℃）测定；将消化底物与水按照质量比1∶10溶于水并完全混匀后，高速离心取上清液，使用pH计测定pH值，使用纳式试剂分光光度法测定氨氮浓度[2]；产气量采用排水集气法测定；气体组分和挥发性脂肪酸采用气相色谱仪测定。

2 结果与分析

与常温固态厌氧消化不同，高温条件下的固态厌氧消化由于微生物活性很高，能够很快分解利用消化底物中的有机物，因此消化时间比常温条件下较短，从消化开始至产气结束的过程仅为30 d左右。

2.1 氨氮浓度

从图2所示氨氮的含量变化曲线可以看出，整个试验过程中氨氮的含量有明显的3个阶段。初期氨氮的含量随着试验的进行表现出相同的趋势，即初始样品的氨氮含量保持梯度，随着反应的继续氨氮含量逐渐升高，这与厌氧消化底物中可降解有机物的水解酸化过程有关。在水解阶段，蛋白质等物质在微生物的作用下被水解成多肽和氨基酸，其中一部分氨基酸会被继续水解成氨气、氮和硫化氢等；而进入产酸阶段，有机物也会降解生成一定量氨气、硫化氢等。正是由于厌氧发酵原料中大部分有机氮经氧化还原脱氮反应生成氨，导致了氨氮含量的升高。在反应进行的中期，氨氮的含量都有一个下降的过程，而且从图2可以看出此过程与产气高峰相对应，即氨氮的含量降低发生在产气高峰阶段。氨氮的减少主要是与系统中游离氨的挥发有关。一方面，当系统pH值升高时，其中分子态游离氨（挥发氨）的比例随之升高。另一方面，由于消化底物的结构松散并且专门设置了通气柱，整个系统的通气效率较高而且进入产气高峰后消化过程中产气较多，良好的通气效率和较高的产气量使部分游离氨随着气体排出，最终导致了氨氮含量的降低。在后期，随气体排出的游离氨由于产气量的降低而减少，同时可降解有机物的分解会继续释放氨氮，因此空白样中的氨氮含量在第18天以后有升高的趋势；R2、R3这2组样品中，由于氨氮含量一直保持着较高的水平，故没有出现升高现象。

在消化结束后的最终产物中，可以发现3组样品的氨氮含量都比初始阶段高出3倍左右，表明厌氧消化后的固态残渣是很好的有机肥。

2.2 累积产气量

从图3可以看出，到消化结束时R1样品单位体积累积产气42.35 L，而其他2组样品的累积产气量分别为33.25 L和27.56 L，累积产气量表现出较大的差异。从累积产气量的趋势线中也可以看到，R1样的累积产气量是一条平滑的曲线，而其他2组样品则分别存在着拐点，这也与产气高峰的差异相对应。同时，从单位初始VS产气量（图4）来看，由于3组样品的初始总重量、初始含水率和初始VS基本一致，初始VS总重量分别为78.603、78.278、78.668 g，因此单位初始VS产气量趋势线和单位体积累积产气量一致，到产气结束时，三者分别可以达到538.80、424.79、350.36 L/g。从累积产气量可以得出高温固态厌氧消化具有较短的消化时间和较高的产气效率，但产生的高浓度氨会对厌氧消化过程造成抑制。

2.3 甲烷含量

从图5可以看出，3组样品的最高日甲烷含量相差不大，在含量最高时都可以达到55%以上，这说明氨氮的抑制作用主要体现在影响系统的产气量，而对甲烷浓度的影响不大。同时也可以看出，在产气高峰阶段，甲烷含量都维持在50%以上的较高水平。高甲烷含量和产气高峰的同步性，也说明高温固体厌氧消化具有较好的工程应用价值。

3 结论与讨论

试验结果表明，高温固态厌氧消化是一种高效处理剩余污泥的方式，具有消化时间短、产气效率高等优点。整个消化反应的持续时间在30 d内，单位初始VS累积产气量可以达到538.80 L/g。高氨氮浓度会对高温固态厌氧消化过程产生抑制作用，氨抑制作用主要体现在系统的累积产气量方面，在最高单天产气量和甲烷含量上影响不大。关于厌氧消化过程中氨氮产生抑制的原因，国内外的学者从各个方面做了很多探索，但目前尚存在着2种争论[3-6]。其中一种

（下转第255页）

观点认为游离氨（NH3）是产生抑制作用的主要原因，持该种观点的学者认为，游离氨会通过3种方式影响产甲烷菌的活性：①游离氨通过被动扩散进入微生物细胞，导致细胞内外质子平衡和钠钾交换的异常。②被动扩散进入细胞内的游离氨会间接导致细胞内pH值的改变，影响细胞的稳定性。③游离氨的存在会抑制产甲烷过程中各种酶的活性。从本试验的结果来看，造成消化过程中氨抑制现象的原因更的是与系统中的游离氨有关。在试验进行的前期，受低pH值的影响，游离氨在氨氮组成中所占的比例较低，3组样品的产气性能没有出现明显的差异。但随着反应的进行和游离氨的逸出，氨氮的含量开始出现显著差异，最终造成了累积产气量的差异。因此，造成高温固态厌氧消化中氨抑制现象的主要原因，是系统中游离氨对产甲烷菌活性的影响。

4 参考文献

[1] 袁光环，周兴求，伍健东.酸—碱预处理促进剩余污泥厌氧消化的研究[J].环境科学，2012（6）：1918-1922.

[2] 赵剑强，朱浚黄.厌氧消化中甲烷产量及沼气中甲烷含量的理论探讨[J].中国沼气，1993（4）：16-20.

[3] 张波，徐剑波，蔡伟民.有机废物厌氧消化过程中氨氮的抑制性影响[J].中国沼气，2003（3）：26-28，31.

[4] 郑镇，刘彬，虞旭.碱—热法预处理改善污泥厌氧消化性能的试验研究[J].水资源与水工程学报，2011（3）：110-112.

[5] 李贺，韩相奎，刘伟华，等.剩余污泥厌氧消化的试验研究[J].中国资源综合利用，2009（8）：27-28.

处理污水氨氮的方法篇8

关键词：同步硝化反硝化脱氮；MBBR反应器；溶解氧

【分类号】：X703

1.试验装置和方法

1.1试验装置

本试验装置为北京科技大学学生公寓一号楼地下室的中水处理工艺及设备。其中一级生物反应器为主要试验装置，其容积为1.8m3，尺寸1.5m×1.5m×0.8m，有效水深0.6m，有效容积1.35 m3。

1.2研究方法

在MBBR反应器中以低浓度生活污水为进水，用某城市污水处理厂回流污泥接种。并在MBBR 反应器中投加2种不同的填料，控制试验条件，进行污泥的驯化和载体挂膜。通过考察COD去除量、氨氮去除量、总氮的去除量和出水中各种形态氮的含量评价脱氮效果和驯化、挂膜结果，同时考察DO浓度对试验结果的影响。

2.移动床生物膜反应器脱氮效能研究

2.1实验用水

试验所用污水取自北京科技大学1#学生公寓洗浴废水。该污水为低浓度生活污水。

2.2启动阶段运行效果分析

2.2.1 COD去除效果

进水COD浓度在40～70mg/L之间，平均浓度为55.3mg/L，比较稳定。在启动阶段的16天内，系统对COD的去除率呈逐渐升高趋势，去除率从第一天的41.7%提高到第16天的72.7%，反应器的最终出水COD值在10mg/L左右。

2.2.2氨氮去除效果

进水NH3-N浓度在1.00～2.38mg/L之间变化，平均浓度为1.54mg/L。随着培养时间的延长，系统对NH3-N的去除率在逐步升高，由初期的45.27%左右升高到第9天的66.22%，在后续运行的过程中，硝化效果良好并趋于稳定，说明反应器内已经存在了较高浓度的硝化细菌。到第16天时，氨氮的去除率达到了70.62%，说明反应器的启动基本成功，可以进入后续的正式运行阶段。

2.2.3总氮去除效果

进水TN浓度在2.6～4.7mg/L之间，平均浓度为3.5mg/L，比较稳定。在启动阶段的16天内，系统对TN的去除率呈逐渐升高趋势，去除率从第一天的4.5%提高到第16天的30.7%。

2.3反应器正式运行阶段去除效能研究

（1） COD去除效果

污水生物处理反应器对有机物的去除能力是评价反应器性能的最主要指标之一，而COD是污水处理中用来表征污水中有机物含量的常用指标，正式运行期间移动床生物膜反应器对COD的去除效果。移动床生物膜反应器对有机物具有良好的处理效能，并具有较高的抗水质负荷冲击能力，能稳定运行。正式运行期间反应器对COD的总平均去除率达到76.91%，最低去除率为62.51%，最高可达93.13%。

（2） LAS去除效果

正式运行期间进水LAS浓度为0.12～1.68mg/L，平均浓度为0.71mg/L，反应器对LAS的去除效果，进水LAS浓度波动较大，而出水却相当稳定，出水LAS浓度在0.02～0.36mg/L之间，平均出水浓度为0.14mg/L，说明移动床生物膜反应器对LAS具有良好的处理效能，并具有较高的抗水质负荷冲击能力，运行较稳定。正式运行期间反应器对LAS的总平均去除率达到76.70%，最高可达93.67%。

（3）氨氮去除效果

正式运行期间进水氨氮浓度为0.24～4.7mg/L，平均浓度为2.0mg/L，反应器对氨氮的去除效果，进水氨氮浓度波动较大，而出水却相当稳定，出水氨氮浓度在0.08～0.6mg/L之间，平均出水浓度为0.3mg/L，说明移动床生物膜反应器对氨氮具有良好的处理效能，并具有较高的抗水质负荷冲击能力，运行较稳定。正式运行期间反应器对氨氮的总平均去除率达到77.13%，最高可达90.56%。

（4）总氮去除效果

试验期间进水总氮为1.34～5.7mg/L，平均值为3.0mg/L，移动床生物膜反应器对总氮的去除效果。试验结果表明，进水总氮浓度波动较大，反应器对总氮的去除效果在运行期间起伏变化比较明显，但对总氮的去除还具有一定的处理效能，处理后出水总氮浓度平均1.7mg/L，最低0.94mg/L。总氮的平均去除率达到41.4%，最高可达50.7%。因而通过污泥合成去除的氮量非常有限。根据碳源的降解途径和剩余污泥的数量两个方面说明，在移动床生物膜反应器中存在着同步硝化――反硝化现象。

3.反应器内生物量变化

3.1 DO浓度控制装置

本试验装置中央控制单元采用可编程PLC控制系统，实现了自动化运行管理。系统具有手动和自动两种控制方式，自动时通过可编程控制器设置设备运转的延时，并通过水池上的传感器控制潜水泵的运转和水位高度。因此本装置的自动化控制系统可根据水质的变化随时改变运行参数，保证了系统的运行效果。

3.2 DO浓度控制方法

DO浓度的控制是提高SND脱氮效果的重要方式，系统中DO浓度既不能太高，也不能太低。据文献报道认为，活性污泥法中SND的最佳DO浓度范围为0.5～3.0mg/L，而生物膜法的D0浓度比活性污泥法的稍高，研究结果主要集中在1.0～5.0mg/L范围内。因此，本试验在进行生物膜法中DO浓度对SND的影响研究中，在HRT时间为9h，pH值为7.5条件下，通过控制曝气量来调整DO浓度进行实验。

3.2 D0浓度对TN去除效果研究

DO对TN的去除影响很大，进水浓度，出水浓度变化均较大。从去除率可以发现，当DO质量浓度为4～5mg/L以上时，TN的去除率在35%左右。这是因为DO质量浓度很高时，DO能穿透到生物膜内部，使其内部难以形成缺氧区，大量的氨氮被氧化为硝酸盐和亚硝酸盐，使得出水TN质量浓度仍然很高。由此可以判断该DO质量浓度条件下硝化和反硝化两个过程达到动力学平衡，使得MBBR可实现良好的同步硝化反硝化生物脱氮，TN去除率在70%以上。 当DO质量浓度进一步降低为1mg/L时，悬浮填料生物膜发黑，能形成较大比例缺氧层，所以反硝化能力增强，但由于DO供应不足，MBBR工艺硝化效果下降，使得出水氨氮浓度上升，从而导致出水TN质量浓度上升，但仍可实现50%左右的TN去除效果

3.3 DO浓度脱氮影响小结

当DO浓度在1.0mg/L左右时，即在较低的DO浓度下，不利于硝化反应的进行，出水TN中氨氮占了多数；此时有利于反硝化反应的进行，出水中硝态氮含量很少。

当DO浓度在2.0mg/L左右时，出水TN浓度较低。总氮去除率达到最高的70%左右，硝氮，氨氮含量均较低，有利于同步硝化反硝化地进行。

当DO浓度在3.0mg/L左右时，氨氮去除率达到90%以上，但硝氮，亚硝氮含量上升，总氮去除率较低。

当DO浓度在4.0～5.0mg/L左右时，氨氮去除率达到94%以上，但硝氮，亚硝氮含量继续上升，总氮去除率较低。

由此可见，要得到较高的TN去除率，DO浓度既不能太高也不能太低。从以上试验数据可知，在DO=1.5～2.0mg/L时，TN去除率最高，达70%。低于此DO时由于出氨氮含量太高造成TN去除率降低；反之，当高于此DO时由于出水中硝氮量太高同样造成TN去除率下降。

参考文献：

[1]郑平，徐向阳，胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术.北京二科学出版社，2004，5.