小小有話說：氨氮是我們環保人最常見的物質了。小小今天搜羅了一些文獻資料，整合了這篇文章，如有不全，還望指教!


廢水中的氮常以合氮有機物、氨、硝酸鹽及亞硝酸鹽等形式存在。根據廢水中氨氮濃度的不同，可將廢水分為3類：高濃度氨氮廢水(NH3-N>500mg/l),中等濃度氨氮廢水(NH3-N：50-500mg/l)，低濃度氨氮廢水(NH3-N<50mg/l)。然而高濃度的氨氮廢水對微生物的活性有抑制作用，制約了生化法對其的處理應用和效果，同時會降低生化系統對有機污染物的降解效率，從而導致處理出水難以達到要求。生物處理把大多數有機氮轉化為氨，然后可進一步轉化為硝酸鹽。

去除氨氮的主要方法有：物理法、化學法、生物法。物理法含反滲透、蒸餾、土壤灌溉等處理技術;化學法含離子交換、氨吹脫、折點加氯、焚燒、化學沉淀、催化裂解、電滲析、電化學等處理技術;生物法含藻類養殖、生物硝化、固定化生物技術等處理技術。

目前主要采用的除氮工藝有：生物硝化與反硝化、化學沉淀法、沸石選擇性離子交換吸附、氨吹脫法(空氣吹脫)及折點氯化等五種。

一、生物硝化與反硝化

生物法去除氨氮是在指廢水中的氨氮在各種微生物的作用下，通過硝化和反硝化等一系列反應，最終形成氮氣，從而達到去除氨氮的目的。生物法脫氮的工藝有很多種，但是機理基本相同。都需要經過硝化和反硝化兩個階段。

反應方程式如下：

亞硝化： 2NH4+ + 3O2 → 2NO2- + 2H2O + 4H+

硝化： 2NO2- + O2→ 2NO3-

硝化菌的適宜pH值為8.0～8.4，最佳溫度為35℃，溫度對硝化菌的影響很大，溫度下降10℃，硝化速度下降一半;DO濃度：2～3mg/L;BOD5負荷：0.06-0.1kgBOD5/(kgMLSS?d);泥齡在3～5天以上。

生物硝化

硝化反應是在好氧條件下通過好氧硝化菌的作用將廢水中的氨氮氧化為亞硝酸鹽或硝酸鹽氮的過程，稱為生物硝化作用。包括兩個基本反應步驟：由亞硝酸菌參與的將氨氮轉化為亞硝酸鹽的反應。由硝酸菌參與的將亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽的反應。亞硝酸菌和硝酸菌都是自養菌，它們利用廢水中的碳源，通過與NH3-N的氧化還原反應獲得能量。

將氨氮氧化成亞硝酸鹽氮和硝酸鹽生物硝化的反應過程為：

NH4+ 十 2O2 = NO3- 十2H+ 十 H2O

由上式可知：

(1)在硝化過程中，1g氨氮轉化為硝酸鹽氮時需氧4.57g;

(2)硝化過程中釋放出H+，將消耗廢水中的堿度，每氧化l g氨氮，將消耗堿度(以CaCO3計) 7.lg。

影響硝化過程的主要因素有：

(1)pH值

當pH值為8.0～8.4時(20℃)，硝化作用速度最快。由于硝化過程中pH將下降，當廢水堿度不足時，即需投加石灰，維持pH值在7.5以上;

(2)溫度

溫度高時，硝化速度快。亞xiao 酸鹽菌的最適宜水溫為35℃，在15℃以下其活性急劇降低，故水溫以不低于15℃為宜;

(3)污泥停留時間

硝化菌的增殖速度很小，其最大比生長速率為 =0.3～0.5d-1(溫度20℃，pH8.0～8.4)。為了維持池內一定量的硝化菌群，污泥停留時間 必須大于硝化菌的最小世代時間 。在實際運行中，一般應取 >2 ,或 >2 ;

(4)溶解氧

氧是生物硝化作用中的電子受體，其濃度太低將不利于硝化反應的進行。一般，在活性污泥法曝氣池中進行硝化，溶解氧應保持在2～3mg/L以上;

(5)BOD負荷

硝化菌是一類自養型菌，而BOD氧化菌是異養型菌。若BOD5負荷過高，會使生長速率較高的異養型菌迅速繁殖，從而佼白養型的硝化菌得不到優勢，結果降低了硝化速率。所以為要充分進行硝化，BOD5負荷應維持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。

生物反硝化

在缺氧條件下，利用反硝化菌(脫氮菌)將亞硝酸鹽和硝酸鹽還原為氮氣而從廢水中逸出由于兼性脫氮菌(反硝化菌)的作用，將硝化過程中產生的硝酸鹽或亞硝酸鹽還原成N2的過程，稱為反硝化。反硝化過程中的電子供體是各種各樣的有機底物(碳源)。

以甲醇為碳源為例，其反應式為：

6NO3-+2CH3OH→6NO2-+2CO2+4H2O

6NO2-+3CH3OH→3N2+3CO2+3H2O+6OH-

反硝化菌的適宜pH值為6.5～8.0;最佳溫度為30℃，當溫度低于10℃時，反硝化速度明顯下降，而當溫度低至3℃時，反硝化作用將停止;DO濃度<0.5mg/L;BOD5/TN>3～5。生物脫氮法可去除多種含氮化合物，總氮去除率可達70%～95%，二次污染小且比較經濟，因此在國內外運用最多。其缺點是占地面積大，低溫時效率低。

在缺氧條件下，由于兼性脫氮菌(反硝化菌)的作用，將NO2--N和NO3--N還原成N2的過程，稱為反硝化。反硝化過程中的電子供體(氫供體)是各種各樣的有機底物(碳源)。以甲醇作碳源為例，其反應式為：

6NO3-十5CH3OH→5CO2十4H2O十3N2十6OH-

由上可見，在生物反硝化過程中，不僅可使NO3--N、NO2--N被還原，而且還可位有機物氧化分解。

影響反硝化的主要因素：

(1)溫度

溫度對反硝化的影響比對其它廢水生物處理過程要大些。一般，以維持20～40℃為宜。苦在氣溫過低的冬季，可采取增加污泥停留時間、降低負荷等措施，以保持良好的反硝化效果;

(2)pH值

反硝化過程的pH值控制在7.0～8.0;

(3)溶解氧

氧對反硝化脫氮有抑制作用。一般在反硝化反應器內溶解氧應控制在0.5mg/L以下(活性污泥法)或1mg/L以下(生物膜法);

(4)有機碳源

當廢水中含足夠的有機碳源，BOD5/TN>(3～5)時，可無需外加碳源。當廢水所含的碳、氮比低于這個比值時，就需另外投加有機碳。外加有機碳多采用甲醇。考慮到甲醇對溶解氧的額外消耗，甲醇投量一般為NO3--N的3倍。

此外，還可利用微生物死亡;自溶后釋放出來的那部分有機碳，即"內碳源"，但這要求污泥停留時間長或負荷率低，使微生物處于生長曲線的靜止期或衰亡期，因此池容相應增大。

常見的生物脫氮流程可以分為3類：

1.多級污泥系統

多級污泥系統通常被稱為傳統的生物脫氮流程。此流程可以得到相當好的BOD5去除效果和脫氮效果，其缺點是流程長，構筑物多，基建費用高，需要外加碳源，運行費用高，出水中殘留一定量甲醇;

2.單級污泥系統

單級污泥系統的形式包括前置反硝化系統、后置反硝化系統及交替工作系統。前置反硝化的生物脫氮流程，通常稱為A/O流程。與傳統的生物脫氮工藝流程相比，該工藝特點：流程簡單、構筑物少，只有一個污泥回流系統和混合液回流系統，基建費用可大大節省;將脫氮池設置在去碳源，降低運行費用;好氧池在缺氧池后，可使反硝化殘留的有機污染物得到進一步去除，提高出水水質;缺氧池在前，污水中的有機碳被反硝化菌所利用，可減輕其后好氧池的有機負荷。

此外，后置式反硝化系統，因為混合液缺乏有機物，一般還需要人工投加碳源，但脫氮的效果高于前置式，理論上可接近100%的脫氮效果。交替工作的生物脫氮流程主要由兩個串聯池子組成，通過改換進水和出水的方向，兩個池子交替在缺氧和好氧的條件下運行。它本質上仍是A/O系統，但利用交替工作的方式，避免了混合液的回流，其脫氮效果優于一般A/O流程。其缺點是運行管理費用較高，必須配置計算機控制自動操作系統;

3.生物膜系統

將上述A/O系統中的缺氧池和好氧池改為固定生物膜反應器，即形成生物膜脫氮系統。此系統中應有混合液回流，但不需污泥回流，在缺氧的好氧反應器中保存了適應于反硝化和好氧氧化及硝化反應的兩個污泥系統。

由于常規生物處理高濃度氨氮廢水還存在以下：

(1)為了能使微生物正常生長，必須增加回流比來稀釋原廢水;

(2)硝化過程不僅需要大量氧氣，而且反硝化需要大量的碳源，一般認為COD/TKN至少為9。

二、沸石選擇交換吸附

離子交換是指在固體顆粒和液體的界面上發生的離子交換過程。離子交換法選用對NH4+離子有很強選擇性的沸石作為交換樹脂，從而達到去除氨氮的目的。

沸石是一種硅鋁酸鹽，其化學組成可表示為(M2+，2M+)O.Al2O3.mSiO2?nH2O (m=2～10，n=0～9)，式中M2+代表Ca2+、Sr2+等二價陽離子，M+代表Na+、K+等一價陽離子，為一種弱酸型陽離子交換劑。在沸石的三維空間結構中，具有規則的孔道結構和空穴，使其具有篩分效應，交換吸附選擇性、熱穩定性及形穩定性等優良性能。天然沸石的種類很多，用于去除氨氮的主要為斜發沸石。

沸石具有對非離子氨的吸附作用和與離子氨的離子交換作用，它是一類硅質的陽離子交換劑，成本低，對NH4+有很強的選擇性。O.Lahav等用沸石作為離子交換材料，將沸石作為一種把氨氮從廢水中分離出來的分離器以及硝化細菌的載體。

該工藝在一個簡單的反應器中分吸附階段和生物再生階段兩個階段進行。在吸附階段，沸石柱作為典型的離子交換柱;而在生物再生階段，附在沸石上的細菌把脫附的氨氮氧化成硝態氮。研究結果表明，該工藝具有較高的氨氮去除率和穩定性，能成功地去除原水和二級出水中的氨氮。

沸石離子交換與pH的選擇有很大關系，pH在4～8的范圍是沸石離子交換的最佳區域。當pH<4時，H+與NH4+發生競爭;當pH>8時，NH4+變為NH3而失去離子交換性能。用離子交換法處理含氨氮10～20mg/L的城市污水，出水濃度可達1mg/L以下。離子交換法具有工藝簡單、投資省去除率高的特點，適用于中低濃度的氨氮廢水(<500mg/L)，對于高濃度的氨氮廢水會因樹脂再生頻繁而造成操作困難。但再生液為高濃度氨氮廢水，仍需進一步處理。

斜發沸石對某些陽離子的交換選擇性次序為：K+，NH4+>Na+>Ba2+>Ca2+>Mg2+。利用斜發沸石對NH4+的強選擇性，可采用交換吸附工藝去除水中氨氮。交換吸附飽和的拂石經再生可重復利用。

溶液pH值對沸石除氨影響很大。當pH過高，NH4+向NH3轉化，交換吸附作用減弱;當pH過低，H+的競爭吸附作用增強，不利于NH4+的去除。通常，進水pH值以6～8為災。當處理合氨氮10～20mg/L的城市嚴水時，出水濃度可達l mg/L以下。穿透時通水容積約100～150床容。沸石的工作交換容量約0.4×10-3n-1mol/g左右。

吸附銨達到飽和的沸石可用5g/L的石灰乳或飽和石灰水再生。再生液用量約為處理水量的3～5%。研究表明，石灰再生液中加入0.1mol的NaCl，可提高再生效率。針對石灰再生的結垢問題，亦有采用2%的氯化鈉溶液作再生液的，此時再生液用量較大。

再生時排出的高濃度合氨廢液必須進行處理，其處理方法有：(1)空氣吹脫 吹脫的NH3或者排空，或者由量H2S04吸收作肥料;(2)蒸氣吹脫 冷凝液為1%的氨溶液，可用作肥料;(3)電解氧化(電氯化) 將氨氧化分解為N2。

三、空氣吹脫法與汽提法

空氣吹脫法是將廢水與氣體接觸，將氨氮從液相轉移到氣相的方法。該方法適宜用于高濃度氨氮廢水的處理。吹脫是使水作為不連續相與空氣接觸，利用水中組分的實際濃度與平衡濃度之間的差異，使氨氮轉移至氣相而去除廢水中的氨氮通常以銨離子(NH4+)和游離氨(NH3)的狀態保持平衡而存在。將廢水pH值調節至堿性時，離子態銨轉化為分子態氨，然后通入空氣將氨吹脫出。

吹脫法除氨氮，去除率可達60%～95%，工藝流程簡單，處理效果穩定，吹脫出的氨氣用鹽 酸吸收生成氯化銨可回用于純堿生產作母液，也可根據市場需求，用水吸收生產氨水或用硫酸吸收生產硫酸銨副產品，未收尾氣返回吹脫塔中。但水溫低時吹脫效率低，不適合在寒冷的冬季使用。

用該法處理氨氮時，需考慮排放的游離氨總量應符合氨的大氣排放標準，以免造成二次污染。低濃度廢水通常在常溫下用空氣吹脫，而煉鋼、石油化工、化肥、有機化工、有色金屬冶煉等行業的高濃度廢水則常用蒸汽進行吹脫。該方法比較適合處理高濃度氨氮廢水，但吹脫效率影響因子多，不容易控制，特別是溫度影響比較大，在北方寒冷季節效率會大大降低，現在許多吹脫裝置考慮到經濟性，沒有回收氨，直接排放到大氣中，造成大氣污染。

汽提法是用蒸汽將廢水中的游離氨轉變為氨氣逸出，處理機理與吹脫法一樣是一個傳質過程，即在高pH值時，使廢水與氣體密切接觸，從而降低廢水中氨濃度的過程。傳質過程的推動力是氣體中氨的分壓與廢水中氨的濃度相當的平衡分壓之間的差。

延長氣水間的接觸時間及接觸緊密程度可提高氨氮的處理效率，用填料塔可以滿足此要求。塔的填料或充填物可以通過增加浸潤表面積和在整個塔內形成小水滴或生成薄膜來增加氣水間的接觸時間汽提法適用于處理連續排放的高濃度氨氮廢水，操作條件與吹脫法類似，對氨氮的去除率可達97%以上。但汽提塔內容易生成水垢，使操作無法正常進行。

吹脫和汽提法處理廢水后所逸出的氨氣可進行回收：用硫酸吸收作為肥料使用;冷凝為1%的氨溶液。

在堿性條件下(pH>10.5)，廢水中的氨氮主要以NH3的形式存在(圖20-2)。讓廢水與空氣充分接觸，則水中揮發性的NH3將由液相向氣相轉移，從而脫除水中的氨氮。吹脫塔內裝填木質或塑料板條填料，空氣流由塔的下部進入，而廢水則由塔頂落至塔底集水池。

影響氨吹脫效果的主要因素有：

(1)pH值 一般將pH值提高至10.8～11.5;

(2)溫度 水溫降低時氨的溶解度增加，吹脫效率降低。例如，20℃時氨去除率為90～95%，而10℃時降至約75%，這為吹脫塔在冬季運行帶來困難;

(3)水力負荷 水力負荷(m3/m2.h)過大，將破壞高效吹脫所需的水流狀態，而形成水幕;水力負荷過小，填料可能沒有適當濕潤，致使運行不良，形成干塔。一般水力負荷為2.5～5m3/m2.h;

(4)氣水比 對于一定塔高，增加空氣流量，可提高氨去除率;但隨著空氣流量增加，壓降也增加，所以空氣流量有一限值。一般，氣/水比可取2500～5000(m3/m2);

(5)填料構型與高度 由于反復濺水和形成水滴是氨吹脫的關鍵，因此填料的形狀、尺寸、間距、排列方式夠都對吹脫效果有影響。一般，填料間距40～50mm，填料高度為6～7.5m。若增加填料間距，則需更大的填料高度;

(6)結垢控制 填料結垢(CaCO3)特降低吹脫塔的處理效率。控制結垢的措施有：用高壓水沖洗垢層;在進水中投加阻垢劑：采用不合或少含CO2的空氣吹脫(如尾氣吸收除氨循環使用);采用不易結垢的塑料填料代替木材等。

空氣吹脫法除氨，去除率可達60～95%，流程簡單，處理效果穩定，基建費和運行費較低，可處理高濃度合氨廢水。但氣溫低時吹脫效率低，填科結垢往往嚴重干擾運行，且吹脫出的氨對環境產生二次污染。

四、折點氯化法去除氨氮

折點氯化法是將氯氣或次氯酸鈉通入廢水中將廢水中的NH3-N氧化成N2的化學脫氮工藝。其反應可表示為：

NH4+十1.5HOCl→0.5N2十1.5H2O十2.5H+十1.5Cl-

當氯氣通入廢水中達到某一點時水中游離氯含量最低，氨的濃度降為零。當氯氣通入量超過該點時，水中的游離氯就會增多;因此該點稱為折點，該狀態下的氯化稱為折點氯化。處理氨氮廢水所需的實際氯氣量取決于溫度、pH值及氨氮濃度。氧化每克氨氮需要9～10mg氯氣。pH值在6～7時為最佳反應區間，接觸時間為0.5～2小時。

折點加氯法處理后的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫進行反氯化，以去除水中殘留的氯。1mg殘留氯大約需要0.9～1.0mg的二氧化硫。在反氯化時會產生氫離子，但由此引起的pH值下降一般可以忽略，因此去除1mg殘留氯只消耗2mg左右(以CaCO3計)。折點氯化法除氨機理如下：

Cl2 + H2O → HOCl + H+ + Cl- NH4+ + HOCl → NH2Cl + H+ + H2O

NHCl2 + H2O → NOH + 2H+ + 2Cl- NHCl2 + NaOH→N2 + HOCl + H+ + Cl-

折點氯化法最突出的優點是可通過正確控制加氯量和對流量進行均化，使廢水中全部氨氮降為零，同時使廢水達到消毒的目的。對于氨氮濃度低(小于50mg/L)的廢水來說，用這種方法較為經濟。為了克服單獨采用折點加氯法處理氨氮廢水需要大量加氯的缺點，常將此法與生物硝化連用，先硝化再除微量殘留氨氮。氯化法的處理率達90%～100%，處理效果穩定，不受水溫影響，在寒冷地區此法特別有吸引力。投資較少，但運行費用高，副產物氯胺和氯化有機物會造成二次污染，氯化法只適用于處理低濃度氨氮廢水。

由反應式可知，到達折點的理論需氯(C12)量為7.6kg/kg(NH3-N)，而實際需氯量在8～10kg/kg(NH3-N)。在pH=6～7進行反應，則投藥量可最小。接觸時間一般為0.5～2h。嚴格控制pH值和投氯量，可減少反應中生成有害的氯胺(如NCl3)和氯代有機物。

折點氯化法對氨氮的去除率達90～100%，處理效果穩定，不受水溫影響，基建費用也不高。但其運行費用高;殘余氯及氯代有機物須進行后處理。

在目前采用的四種脫氮工藝中，物理化學法由于存在運行成本高、對環境造成二次污染等問題，實際應用受到-定限制。而生物脫氮法能餃為有效和徹底地除氮，且比較經濟，因而得到較多應用。

五、化學沉淀法化學沉淀法是根據廢水中污染物的性質，必要時投加某種化工原料，在一定的工藝條件下(溫度、催化劑、pH值、壓力、攪拌條件、反應時間、配料比例等等)進行化學反應，使廢水中污染物生成溶解度很小的沉淀物或聚合物，或者生成不溶于水的氣體產物，從而使廢水凈化，或者達到一定的去除率。

化學沉淀法處理NH3-N是始于20世紀60年代，在90年代興起的一種新的處理方法，其主要原理就是NH4+、Mg2+、PO43-在堿性水溶液中生成沉淀。

在氨氮廢水中投加化學沉淀劑Mg(OH)2、H3PO4與NH4+反應生成MgNH4PO4?6H2O(鳥糞石)沉淀，該沉淀物經造粒等過程后，可開發作為復合肥使用。

整個反應的pH值的適宜范圍為9～11。pH值<9時，溶液中PO43-濃度很低，不利于MgNH4PO4?6H2O沉淀生成，而主要生成Mg(H2PO4)2;如果pH值>11，此反應將在強堿性溶液中生成比MgNH4PO4?6H2O更難溶于水的Mg3(PO4)2的沉淀。同時，溶液中的NH4+將揮發成游離氨，不利于廢水中氨氮的去除。利用化學沉淀法，可使廢水中氨氮作為肥料得以回收。

例如：含氨氮≤1500mg/L氨氮廢水，主要污染物為氨氮，每天處理量24t,外排氨氮要求小于5mg/L，總氮小于15mg/L，溫度40到50攝氏度，PH值7到8，廢水中只含有氨氮，處理應該選擇哪種工藝合適?

這個廢水氨氮過高了，用生物法顯然是不合適的，再說水量又比較小，給你的建議是：

1.采用蒸氨塔進行蒸氨處理，回收的氨水還可以重新利用;

2.采用次氯酸 鈉法，進行脫氮，效果是比較好的;

3.如果其他污染物不過可以直接排放了，如果COD高則可以一個一體化的水處理設施就可以完成了，畢竟水量只有24噸/天。