導語：如何才能寫好一篇廢水中氨氮處理方法，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

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[關鍵詞]工業氨氮廢水；廢水危害；廢水治理方法；方法對比

中圖分類號： X703 處理技術 發展 文章編號：

引言

在制造工業氨氮水時，會產生含有氮的廢棄物，這些廢棄物在處理時，常會發生不完全處理或者不予以處理就直接將廢棄物排向大自然的惡劣行為，給環境造成難以挽回的危害。氨氮的存量一旦過大，水體中的溶解氧會被過度消耗，水體出現富營養化的現象；氨氮存量的增大，給水消毒以及工業循環水殺菌工作中用氯量隨之增大，常用的銅質管道受到氨氮的腐蝕程度將更大；同時，寄生在回用污水中的微生物繁殖速率得到增加，這些微生物在輸水管和用水設備中很容易產生生物垢，導致輸水管道和用水設備的堵塞，直接降低了換熱效率，造成損失。

含氨氮污染物非常高的廢水的源頭有很多，并且排放的數量非常之大.。在石油煉制、化工肥料、無機化工、玻璃制造、肉類加工、飼料生產、畜牧業以及垃圾填埋等生產過程都有含氨氮的廢水排放。針對氨氮廢水處理，全球環保機構不斷加大力度。近20年來，為氨氮廢水處理方面做的研究，國內外不斷拓展和深入，研發出了各種新技術。

1、生物脫氮法

生物脫氮法，主要有傳統生物脫氮法、厭氧氨氧化、簡捷（或短程）硝化反硝化法和同步硝化反硝化（SND）等。在下文中將對這些方法進行全面介紹。

1.1傳統生物脫氮法

包含氧化溝、A /O及多種改進型SBR （膜- SBR法、多級SBR法等）工藝。為降低氨氮在廢水中的濃度，達到可以生物處理的適宜范圍，在處理濃度很大的氨氮廢水時，常會采用前置物化脫氮的工藝。但這種方法存在不足，一是高氨氮廢水中富含的游離氨，將大大降低微生物的活性，從而使系統除污效果變得很差；二是處理過程中所需要的氧氣量，將大大地提高，從而直接性的增加了在處理系統上的支出。

1.2厭氧氨氧化法

這是學者常用來處理高氨氮廢水的方法。學者馬富國等的實驗過程是：先使用“缺氧濾床/好氧懸浮填料生物膜工藝”完成部分的亞硝化；然后，將其進行厭氧氨氧化，通過進水氨氮負荷、水力停留時間等運行參數進行綜合地調控，調節出水的NO2-- N /NH4+- N 的比率。使用這種方法可以使高達83. 8%氨氮從高氨氮廢水中去除。

1.3 簡捷（或短程）硝化反硝化法

SHARON是其代表性的工藝。這種工藝采用完全混合反應器，通過控制HRT、溫度來實現自然淘汰硝化菌，讓亞硝酸菌在反應器中的數量占有絕大部分，從而氨氧化在亞硝酸鹽階段得到控制，與此同時，間歇曝氣的使用，反硝化的目的就能達到。

1.4同步硝化反硝化法

這種方法具有幾種特點：反應器的體積得到減小、占地的面積有所收縮、水力停留的時間得到縮短、工藝的流程進行簡化等。針對同步硝化反硝化脫氮方法，許多學者進行了深入的研究，領域不斷擴大，新的論文、研究報告也陸續出現，這極大地促進了同步硝化反硝化脫氮方法的實際應用范圍。像在膜生物反應器、序批式活性污泥反應器、序批式生物膜反應器、移動床生物膜系統中都可以得到實現。

2、物理化學脫氮法

物理化學脫氮法包含折點氯化法、化學沉淀法、吹脫法和離子交換法等，以下針對每個方法作些簡要說明。

2.1折點氯化法

原理上是使用化學方應方式，將氨氣與氯氣混合，消耗掉氨氣，產生氮氣，這樣就無害了。這種方式在控制好對流量、加氯量的情況下，可以將含在氨氮廢水中的氨氮完全消除，成為此類方法的最大特點。可是在實際生活當中，由于高額成本的一大缺點，該方法一般用在脫氮要求非常高的情況下，也要兼顧氨氮濃度、溫度、PH值對氯氣量的實際影響。并且使用氯氣法時會有造成二次污染的副產品產生，同樣的是，在貯存、使用液氯的時候，要求非常之高，相對的成本也會提高，所以，此類方法常常在處理給水時使用，而不是應用于處理高氨氮廢水。

2.2化學沉淀法

此類去除氨氮的操作方法是：將磷酸氫鹽、鎂化合物、磷酸融入廢水中，這些化學成分與廢水中的氨氮產生化學反應，生成沉淀，從而達到目的。

2.3吹脫法

利用特定的堿性環境，將廢水與足夠的空氣進行接觸，并吹出從廢水中轉化出來的游離態的氨，從而完成氨氮從高氨氮廢水中去除的作業方式。氨解吸法是此類方法的另一種稱法，氣液比、溫度等會直接影響這種方法的解吸速率。在這種情況下，廢水中超過90%的氨氮可以去除，即當加入的石灰使氣液比為3000：水體的pH值大于11，并經過逆流塔的吹脫后。此類方法一般只適用于預處理高氨氮水，表現出來的特點是：占地面積小、操作靈活和脫氮率高。但是這種方法只是轉變了氨氮的物理形態，從溶解狀態轉化為氣體狀態，并沒有完全地消除掉，變為氣體狀態的氨氣排放到大氣中，也會造成二次污染。

2.4離子交換法

通常沸石是這種方法的離子交換體。因為在高氨氮廢水的氨氮處理中采用的離子交換法樹脂對氨離子不具備選擇性，而沸石對氨氮的離子則不然。

3、生物和物化聯合脫氮方法

通過上述脫除氨氮的方法的介紹和說明，從中不難比出，生物脫氮法在管理上、處理過程中、以及效果上分別體現了方便、穩定、以及很好等優勢，同時有效去除廢水中的氨氮的技術也得以提供；而無二次污染、經濟等特點由物化脫氮法體現出來。水中微生物的活性一旦被高氨氮廢水抑制，水質將變得很差，很難符合標準，同時，廢水的排放也會受到很大不便。在生物脫氮上使用硝化、反硝化的方法，成本的支出會很高，這時就需要降低生物處理的投資成本，高氨氮廢水的預處理將是個非常合理的輔助措施。

在預處理上，常使用蒸氨法、絮凝沉淀法、折點加氯法等。但這些都存有一些不足：蒸氨法――固定銨鹽的脫除率較低、成本較高， 總的氨氮含量高， 對后續處理有較大負荷；絮凝沉淀法――可用于預處理，但其運行的費用高；折點加氯法――適合用于進行深度的處理， 但使用的液氯費用高且難保存。所以相比之下，使用空氣吹脫法來進行預處理將是最經濟、合適的高氨氮廢水預處理方法，因為它有基建和運行費用低、效果穩定可靠和工藝流程簡單等優點，與此同時還可回收處理后的氨氮。

結束語

由于目前含氨氮廢水處理方法窮出不窮，處理過程日益簡單，但是技術經濟方面的問題難以有效協調。氨氮廢水在處理上，技術的參差不齊將帶來很大的不便。當然，不管哪種技術體現出優勢還是劣勢，無論使用何種，均需要承擔起處理成本，這也需要對成本投入一個全面、細致的預算。可是實際上，在有很好技術支撐的污水處理成本方面，并不是所有企業均能夠承受。

最后，把握好氨氮廢水處理技術未來發展的趨勢，走能實現經濟、高效、操作簡便、穩定的氨氮回收的路線，并要基于現有處理方法的優勢和良好趨勢，以技術和經濟兩方面著手研究未來氨氮廢水的處理技術。

參考文獻：

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關鍵詞：氨氮廢水；處理方法；發展

Abstract: the sources and hazards of ammonia nitrogen,ammonia nitrogen wastewater treatment, about the variousmethods work, to study the situation. And analyze the advantages and disadvantages of each method, proposedthe development direction of the ammonia nitrogenwastewater treatment methods.Key words: ammonia wastewater; approach; development

中圖分類號：X703文獻標識碼：A 文章編號：

引言：由于工農業的發展、人口的劇增及城市化，大量含NH3-N的生活污水和工業廢水被排入天然水體。存在于水中的NH3-N對人體有一定的毒害作用，對水中的生物也有一定的毒性，較高的氨氮濃度會直接導致水質的黑臭。NH3-N作為一種無機營養物質，還是引起海洋、湖泊、河流及其它水體富營養化的重要原因。NH3-N的大量排放，造成了水環境的污染。水體中的NH3一N污染已引起國內外社會各界的廣泛關注。我國在1988年實施的地面水環境質量標準GB3838—88中規定硝酸鹽、亞硝酸鹽、非離子氨和凱氏氮的標準。十多年以后，國家在GHZBl—1999增加了NH3-N的排放標準，在GB3838—2002標準中增加了TN控制。可見處理NH3-N廢水的重要性，分析當前的技術進展具有重要的現實意義。

一、常用氨氮廢水處理方法

1、生物法

生物法處理氨氮廢水主要包括傳統硝化反硝化、短程硝化反硝化、同時硝化反硝化、厭氧氨氧化等工藝。硝化階段是將氨氮轉化為硝酸鹽、亞硝酸鹽，反硝化階段是將硝化階段的產物還原為氮氣。厭氧氨氧化則是在厭氧條件下，氨氮提供電子，硝酸鹽或亞硝酸鹽接受電子，直接將氨氮、亞硝酸鹽或硝酸鹽轉變成氮氣。生物法處理含有機物的較低濃度氨氮廢水效果較好，但是處理時間較長，效果不穩定，占地面積大。短程硝化反硝化工藝和厭氧氨氧化工藝處理高濃度氨氮廢水效率比較高，但它們的工藝條件要求相當嚴格，在實際應用中難于控制。

生物脫氮工藝過程

2、空氣吹脫法

空氣吹脫法的原理是加堿使離子銨轉化為游離氨，然后通入空氣，利用液相中氨的平衡濃度與實際濃度差異，使氨進入氣相脫出。姜維等用空氣吹脫法對某皮革廠綜合廢水進行處理，并對該方法做了經濟評估，確定了最佳的處理條件為pH=l 1，氣液比=1800，溫度25—350C。在進水氨氮濃度為3042mg／L的條件下，氨氮去除率達到78．1％-83．5％，噸水處理成本約為3．6l元。吹脫法脫氮效率高，占地面積小，操作靈活，可用于高濃度氨氮廢水的預處理，但氨氮轉化為氣態，會造成二次污染。該方法受溫度影響較大，在溫度較低的時間和地區，吹脫法的處理效果會大大降低。處理效果也會受裝備尺寸的影響，裝置和管道容易結垢。該方法不斷鼓氣需要消耗大量電力，要求pH較為嚴格，出水還要進一步對pH進行調整，處理費用較高。

3、折點加氯法

折點加氯法的原理是在氨氮廢水中加入過量氯或次氯酸鈉，使氨氮廢水中的氨氮轉化為氮氣。發生的反應表示為：

NH4++1．5Hclo0．5N2+1．5H20+2．5H++1.5Cl-

隨著氯氣通入量的增加，廢水中的氨氮濃度降低，在某一點氨氮濃度為O，此時廢水中的氯的量也最低，我們稱這點為轉折點。羅光英用折點加氯法對氨氮廢水進行處理，考察了加氯量與各水質指標之問的關系，證明該方法可以去除廢水中的氨氮。但是處理過程需要通人大量的氯，處理成本較高。折點加氯法處理氨氮廢水效果好，設備簡單，反應速率快且完全，通入氯氣對水可以起到消毒作用。但液氯儲存和使用的要求較高，出水需調節pH，成本高，副產物會造成二次污染。

4、化學沉淀法

化學沉淀法是在氨氮廢水中添加化學藥劑．使氨氮轉化為難溶的物質從而從水體中去除的方法。磷酸銨鎂法(MAP法)于近年產生之后，迅速受到廣泛的研究與應用。楊陽等采用MAP法處理含氨氮1000mg/L養豬廢水。考察了該方法處理養豬廢水的的影響因素。在pH=9．5，n(PO43-):n(NH4+):n(Mg2+)=1：l：1.2，反應10min時，去除率達到95．1 5％。采用分段加藥方式，處理效果達到97．26％，使MAP法工藝條件得到進一步優化。化學沉淀法處理氨氮廢水原理簡單，操作靈活，處理效果好，產物能作為緩釋肥使用。但是反應過程需要投加大量的藥劑，費用較高。

5、液膜法

液膜法是指液態氨易溶于膜相，利用液相與膜相中氨氮的濃度差使氨氮進入膜相。并與膜相中的酸發生解脫反應：NH3+H+NH4+，尚晉等用液膜法對初始氨氮濃度為1000mg/L的模擬廢水進行處理。液膜法處理氨氮廢水效率高，耗能少，無二次污染，但在處理過程中往往伴生著水滲透蒸餾的過程，使處理難度增大，成本增加，對這個過程的控制是液膜法運用的難點。

二、處理氨氮廢水的新工藝

1、電化學氧化法

電化學法通過兩種途徑去除廢水中的氨氮：

(1)直接電氧化：NH3在陽極直接被氧化為N2和水。

NH3+30H1/2N2+3H20+3e-

(2)間接電氧化：Cl-在陽極被氧化為Cl2，再作為強氧化劑使水中的氨氮氧化為N2。2Cl-C12+2e-

C12+H20HOCl+H++CI-

2NH4++3HOClN2+3H20+5H++3C1一

此過程以間接電氧化為主。歐陽超舊等用電化學氧化對氨氮的去除條件進行研究。確定pH為6~lO，電流密度為85mA／cm2,CI-濃度為8．0g／L為該實驗的最佳條件。而且證明Ru02-IrO2—TiO2／Ti電極具有優越的性能。在最佳工藝條件下，進水氨氮濃度為1800～2000mg／L的豬場廢水處理后，氨氮去除率3h內達到98．22％。電化學法能夠有效地處理高濃度氨氮廢水，工藝簡單，操作方便，但是該方法耗電量大，成本較高。

2、光催化氧化法

光催化氧化法是利用半導體材料滿價帶和空導帶的電子結構。當用紫外光照射時，TiO：價帶上的電子被激發進入導帶，在價帶上形成空穴。空穴將TiO：表面的OH一和H：O分子氧化為·OH，·OH具有很強的氧化性，從而實現對氨氮的氧化。喬世俊等用光催化氧化法對質量濃度為1460mg／L的氨氮廢水進行處理，反應時間為24h時，可以達到95％以上的氨氮去除率。光催化技術具有低能耗、操作方便、反應條件溫和，但氨氮廢水的氧化產物N02-和N03-對人體還是有害的，需要進一步處理。對于光催化劑的研究目前還處在實驗室研究階段，光催化機理和反應影響因素還有待進一步分析，更穩定有效的催化劑制備還在研究之中。

3、超聲波法

超聲波的傳播是波的膨脹和壓縮交替的過程，在膨脹周期內，超聲波對液體產生負壓效應，使液體斷裂產生空穴，形成空化核。空化核在極短時間內迅速破裂，在周圍極小的空間內形成局部高溫(高達5000K)高壓(可達50MPa)，并伴隨強烈的沖擊波和速度高達100m／s的微射流。高溫高壓可使水分子裂解為·H、·HO、·H02和H：O：等強氧化自由基來氧化氨氮，另外在沖擊波和微射流的作用下，氨氮分子進入氣泡中直接進行熱解反應，降解速度較快。結果表明，隨著pH的升高，氨氮的去除效果越好；隨著氨氮濃度和氣液比增大，氨氮的降解率也升高，當其值增大到一定程度時，在一定聲場下，隨著輻射時間的延長，氨氮降解率基本不變。在優化條件pH值11，氣液比800，氨氮濃度4948mg／L，經超聲輻射2h后，降解率可達97．64％，可達標排放。超聲波是一種先進、高效的廢水處理技術，可以用來處理多種廢水中的化學污染物，特別是用來對一些難降解、有毒有機污染物和氨氮的處理，工藝簡單，降解速度快，和其它方法聯用方便，成本低廉。但是，迄今缺乏高效的、大批量處理或流水式連續運行的聲學操作系統，這是聲化學研究的瓶頸。對于氨氮廢水的處理，目前還處在研究階段，工藝條件還需進一步研究。

結束語：

氨氮廢水的處理在國內外都是一項技術難題。處理氨氮廢水，單獨使用物理、化學或生物的方法都不能使廢水達標排放，今后研究的方向是把二種或三種處理方法結合起來，達到基建和運行成本最低、處理水效果最好、無二次污染和出水水質符合國家規定的排放標準。

參考文獻：

[1]王宗平，陶濤，等．垃圾滲濾液預處理——氨吹脫法[J]．給水排水，200l，27(6)：15一19．

[2]吳方同，蘇秋霞，等．吹脫法去除城市垃圾填埋場滲濾液中的氨氮[J]．給水排水，200l，27(6)：20—24．

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關鍵詞：顏料生產 廢水處理 置換 沉淀 生化處理

概述

酞菁藍是一類高級有機顏料，幾乎可用于所有的色材領域。由我院承擔設計的甘谷油墨廠2000t/a酞菁藍生產線，采用捷克先進技術—連續式無溶劑法生產工藝，以苯酐、尿素、氯化亞銅等為原料，鉬酸銨為催化劑，通過原料予預混、反應合成、粗品純化、壓濾干燥等工序，生產出銅酞菁精品。在粗品銅酞菁的純化過程中產生的濾液和沖洗水，含有大量的有害物質。經我院設計人員與省環保協會專家組的共同研討，最終確定了該工藝廢水的處理方案。 1　廢水的來源及性質

廢水來自粗品銅酞菁純化過程產生的濾液和沖洗水，水量為5.7 m3/h，污染物質量濃度見表1。

表1　處理前廢水中污染物質量濃度 污染物 COD BOD5 NH3-N SO42- Cu2+ 質量濃度/(mg·L-1) 860.0 522.0 1034.0 2287.0 26.0 注：處理前廢水pH為6.7

2　關鍵因素分析

從表1數據可見，廢水中的氨氮含量較高，而國家標準對于排入自然水體的廢水氨氮濃度要求甚為嚴格，不得超過15.0 mg/L。因此，如何去除氨氮則成為本設計要解決的一個關鍵環節。由于通常的生化處理法對氨氮的降解率只有70％～80％，所以單純采用生化法處理難以達到理想效果。如果先以其它物理方法，諸如解吸或吹脫，先將廢水中的NH3吹脫，使氨氮含量降低，再采用生化法處理，可同時去除剩余的氨氮和BOD5、COD。這樣可使廢水中的主要污染物指標達到排放要求。再者，廢水中含銅，銅離子能使生物酶失去活性，對生物氧化系統有毒性效應。而且，銅價值很高，不采用銅回收工藝，會造成資源的浪費。 3　廢水處理流程簡述

如圖1所示，將純化廢水與車間排出的沖洗水(1.5 m3/h)混合后泵入一級調節池，加硫酸攪拌調節pH為4.0，進入充滿鐵刨花填料的置換池，停留5～6 h，可使廢水中的銅離子得以置換，質量濃度降至0.5 mg/L以下，銅的去除率達98％以上。廢水自置換池進入二級調節池，向池中投加石灰乳攪拌混合均勻，調節pH為11.0左右，使廢水中的氨氮主要呈游離氨(NH3)形式逸出，此時用液下泵將澄清液送入吹脫塔并向塔內鼓入空氣，同時通入蒸汽，將NH3吹脫，經排氣筒送至高位吸氨器吸收。據計算，經吹脫塔吹脫去除的NH3為7.4 g/h。通過上述物理方法去除部分氨氮，使氨氮質量濃度降至140.0 mg/L左右，并將廠區冷卻塔排出的廢水(4.5 m3/h)與之混合，進入三級調節池，調節廢水pH為8.0～9.0，以達到生化處理對堿度的要求。此時三級調節池內的廢水處理量為11.7 m3/h，主要污染物質量濃度：氨氮為 60.0 mg/L，COD為510.0 mg/L，BOD5為143.0 mg/L。隨后將廢水送入“A—O生化處理系統”，經生化處理后再經砂濾池過濾，去除殘留懸浮物，最后排出廠外。排出廠外的廢水中污染物質量濃度見表2，滿足《污水綜合排放標準》的要求。 表2　處理后廢水中污染物質量濃度 污染物 COD BOD5 NH3-N SO42- Cu2+ 質量濃度/(mg·L-1) 40.0 21.0 11.0 100.0 0.0 注：處理后廢水pH為7.2 4　主要工藝過程分析 4.1　銅回收

廢水治理流程中，銅回收分滲鐵法回收銅和沉淀法回收氫氧化銅兩步進行。滲鐵法回收銅的裝置在流程中稱為銅置換池，該池中廢水滲濾穿過裝有鐵刨花的床層，通過氧化還原反應，銅在鐵上析出，而置換出的鐵則進入廢水中。回收銅后的廢水經加石灰乳調節pH、沉淀處理，殘余的銅離子與OH－反應生成難溶的氫氧化銅[1]。

4.2　吹脫

本設計采用穿流式篩板吹脫塔(又名泡沫塔)，篩板孔徑6 mm，篩板間距250 mm。水自上向下噴淋，穿過篩孔流下，空氣則自下向上流動。控制空塔的氣流速度達到2.0m/s，篩板上的一部分水就被氣流沖擊成泡沫狀態，使傳質面積大大增加，強化了傳質過程，提高吹脫效率，空氣由鼓風機供給，冬季為避免溫度下降影響吹脫效率，可向塔中通入蒸汽，維持高效去除率所需的水溫。泡沫塔在正常工作狀態下對NH3的去除效率在95％以上[2]。

4.3　A－O生化處理

“A－O生化處理”對廢水中的有機物和氨氮有很高的去除率。生物硝化脫氮是一個兩階段的生物反應過程，第一過程為硝化過程，分兩部進行，首先NH4-N在亞硝化菌的作用下生成NO2-，其后NO2-再在硝化菌的作用下氧化生成NO3-。第二過程為反硝化過程，是完成生物脫氮的最后一步，NO3--N在反硝化菌的作用下，以有機碳為碳源和能源，以硝酸鹽作為電子受體，將硝酸鹽還原為氣態氮。所以“A級生物池”不僅具有去除有機物的功能，而且可以完成反硝化作用最終消除氮的富營養化污染。“O級生物池”即好氧反應池，利用好氧微生物對有機物的降解作用，去除上一級殘余的有機物，最終達到廢水處理要求。

生化處理系統運行中，控制廢水溫度在22～28℃，pH為7.5～8.0，為硝化菌和反硝化菌提供適宜的環境。控制厭氧池溶解氧濃度低于0.5 mg/L，停留時間4 h；好氧池溶解氧濃度2.5～3.0 mg/L，停留時間16h。反應池污泥濃度5.0～6.0 g/L；總回流比為8.3。

5　結論

目前利用生化處理方法去除廢水中的氨氮被廣泛采用，事實證明去除率較高，但對于本設計所涉及的廢水，因其特殊的高含氨氮量則不適于用單一的生化方法來處理，生化處理法對進入處理系統的污水氨氮濃度要求有一定的適宜范圍，如果濃度太高會阻礙生物氧化過程的進行，質量濃度在1000 mg/L以上時會使微生物中毒[3]，進而影響生化系統的去除效率。因此，必須采用一種切實可行的預處理方法，先去除部分氨氮，使廢水中的氨氮濃度降至140.0 mg/L以下，再采用生化處理方法去除殘留氨氮，以達到最終去除氨氮的目的。

參考文獻：

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關鍵詞：吹脫法；高氨氮廢水；影響因素

中圖分類號：X703.1文獻標識碼：A文章編號：16749944（2013）02014403

摘要：指出了近年來隨著我國工業廢水排放量增大，氨氮引起的水污染事件頻發，急切需要經濟有效的脫氮技術，以提高脫氮效率、減緩水體富營養化，介紹了吹脫法處理高氨氮廢水的內在機理，討論了pH值、溫度、氣液比、吹脫時間等因素與吹脫效率之間的關系，提出了當前應當改進的方向，為提高吹脫法處理高氨氮廢水去除率提供參考。

關鍵詞：吹脫法；高氨氮廢水；影響因素

中圖分類號：X703.1文獻標識碼：A文章編號：16749944（2013）02014403

1引言

2010年我國工業廢水排放量為658×108t，約占全國廢水排放量的40%，其中氨氮廢水為94×104t，去除率平均值為62%[1]。高濃度氨氮廢水來源很多，并且排放量大、成分復雜、毒性強，如化肥、焦化、石油化工、鐵合金、肉類加工和飼料生產、玻璃制造、垃圾滲濾液等行業排放的高濃度氨氮廢水，一般氨氮濃度在200～6000mg/L，目前我國制藥行業是氨氮排放最大的行業之一[2]。可見加強工業廢水的治理勢在必行，特別是氨氮廢水的去除。另外，我國“十二五”期間污染物約束性指標中，氨氮排放總量控制目標要求比2010年減少10%。

常用的處理氨氮廢水的方法主要有吹脫法、生化法、離子交換法、折點氯化法和磷酸銨鎂沉淀（MAP）法等。目前，國內多采用生化法和吹脫法，國外則多采用生化法和磷酸銨鎂沉淀法。吹脫法多用于處理中高濃度、大流量氨氮廢水，吹脫出的氨可以回收利用，但有容易結垢、低溫時氨氮去除效率低、吹脫時間長、二次污染、出水氨氮濃度仍偏高等缺點[3]，所以明確影響吹脫法的關鍵因素，提高氨氮去除率，對于氨氮處理成本控制、水污染得到控制、實現城市的可持續發展具有重要的意義。

2吹脫法的基本原理

吹脫法的基本原理是利用廢水中所含的氨氮等揮發性物質的實際濃度與平衡濃度之間存在的差異，在堿性條件下使用空氣吹脫，由于在吹脫過程中不斷排出氣體，改變了氣相中的氨氣濃度，從而使其實際濃度始終小于該條件下的平衡濃度，最終使廢水中溶解的氨不斷穿過氣液界面，使廢水中的NH3-N得以脫除，常以空氣作為載體。氨吹脫是一個傳質過程，推動力來自空氣中氨的分壓與廢水中氨濃度相當的平衡分壓之間的差，氣體組份在液面的分壓和液體內的濃度符合亨利定理[4]，即成正比關系。此法也叫“氨解析法”，解析速率與溫度、氣液比有關。

吹脫法一般采用吹脫池（也稱“曝氣池”）和吹脫塔兩類設備。但吹脫池占地面積大，而且易污染周圍環境，所以有毒氣體的吹脫都采用塔式設備。塔式設備中填料吹脫塔主要特征是在塔內裝置一定高度的填料層，使具有大表面積的填充塔來達到氣—液間充分接觸。常用填料有紙質蜂窩、拉西環、聚丙烯鮑爾環、聚丙烯多面空心球等。廢水被提升到填充塔的塔頂，并分布到填料的整個表面，水通過填料往下流，與氣流逆向流動，廢水在離開塔前，氨組份被部分汽提，但需保持進水的pH值不變。空氣中氨的分壓隨氨的去除程度增加而增加，隨氣水比增加而減少。影響吹脫法處理氨氮廢水去除率主要是pH值、溫度、氣液比/吹脫水位深度、吹脫時間等因素。

國內外進行吹脫實驗，一般采用的實驗裝置如圖1所示。

圖1空氣吹脫法實驗裝置

3影響吹脫法去除效率的關鍵因素

3.1pH值對吹脫效率的影響

水中的氨氮，大多以氨離子（NH4+）和游離氨（NH3）保持平衡的狀態而存在，吹脫效率與水中游離氨含量直接相關。其平衡關系式如下：

NH4++OH-NH3+H2O

該反應是一個可逆反應，當pH值升高，平衡向右移動，游離氨的比例增大，當pH值為11左右時，游離氨大致占90%。根據水的離子積為常數的原理，即[H+][OH-]=Kw為一常數，pH值是影響游離氨在水中百分率的主要因素。

周明羅[5]利用吹脫法處理實驗室自制濃度氨氮為3000mg/L，吹脫升高效率隨pH值而不斷增大；當pH值小于10時，氨氮去除率從22.6%上升到75.8%；當pH值從10升高11，去除率增大到93.5%，增大幅度變小；當pH值大于11時，變化趨于平緩。李瑞華[6]采用氨吹脫工藝處理焦化廠廢水氨氮濃度90～700mg/L實驗，發現堿的投加量在1L廢水15～30mmoL，pH值為11時最適宜。Ca（OH）2調節pH值產生的沉淀物堵塞吹脫塔的填料和輸送管道，實際工程中用NaOH調節廢水的pH值。P H Liao A [7]采用曝氣和吹脫去除養豬業產生的高濃度氨氮廢水進行試驗，pH值為11.5時，吹脫的方法最好的結果達到了90%去除率。從以上可知，吹脫法最適宜的pH值為11左右，保證吹脫效率的同時，降低藥劑費用。

3.2溫度對吹脫效率的影響

生成氨氣的反應是一個吸熱反應，當溫度較高時，氨氣的揮發速度大于溶解速率，平衡向右進行，但當溫度大于30℃時，水分蒸發速度加快，導致廢水的氨氮濃度升高，使得去除率下降。吹脫法在垃圾滲濾液中的應用和研究較多，吳成強等[8]實驗結果表明pH值與溫度互為影響吹脫效率，溫度越低時，初始pH值對吹脫效率的影響顯著，溫度較高（≥30℃）時，pH值對吹脫效率影響不大；初始pH值越低時，溫度對吹脫效率的影響越顯著。在剛開始20～40℃時曲線變化較快，即氨氮去除率增加較大，但當溫度超過40℃時吹脫效率較差。李瑞華等采用吹脫法預處理焦化廢水中氨氮，當溫度上升至60℃時，游離氨所占質量分數增大，分子的布朗運動加快，有利于氨吹脫的傳質。而朱菁[9]用高溫脫氨—吹脫法處理高濃度染料化工廢水，需要70～80℃。劉文龍等[10]采用吹脫法處理催化劑生產過程中產生的含（NH4）2SO4高濃度氨氮廢水（4300mg/L），吹脫溫度為80℃，氨氮脫除率達到99.2%，氨氮質量濃度可降至60mg/L以下，運行成本太高。處理不同氨氮廢水需要的最佳溫度不同，沒有一個適合的范圍，需要通過實驗研究確定。

3.3氣液比對吹脫效率的影響

吹脫設備增大供氣量或氣水自由接觸表面積都能加速NH3的傳質，然而在實際工程應用中，在用地許可的情況下，增大后者可以提高處理效果，節省運行費用。吳成強等利用馬鞍型填料塔處理垃圾滲濾液發現在合理pH值范圍內，氣水比決定了吹脫塔高徑比對吹脫效率的影響，氣水比較高（>400）時，高徑比越大，吹脫效率越高。增加氣液界面的表面張力，選擇合適的氣液比，提高曝氣的單位時間氣水比，研究其他不同填料曝氣吹脫氨氮的影響，計算傳質系數關聯式，找到最佳填料。總傳質系數和曝氣速率的關系，仍需要進一步的研究。

吹脫效率與氣液比成線性關系，當氣液比為2000～5000時，傳質過程符合溶質滲透理論，應從動力消耗和吹脫效率兩方面考慮。吳方同[11]等采用規整填料塔吹脫去除垃圾滲濾液中的氨氮，進水氨氮濃度在2000mg/L左右，吸收段為塑料填料，吹脫段為不銹鋼填料。在溫度為25℃，pH值為10.5～11.0，氣液比為2900～3600時氨吹脫效率達95%以上。氣液比也影響著氨吹脫效率，Bonmati A[12]等利用脫法處理中溫厭氧消化后的養豬場廢水，氣液比為30∶1，然而Pi K W[13]等吹脫法預處理垃圾填埋場氣液比3000∶1到6000∶1。在工程應用中吹脫法預處理焦化廢水，李瑞華是采用的YZ型塑料彈性填料，比表面為850～859 m2/m3，氣液比可達2000～2500，去除率為80%，運行費用1元/t。可見，針對不同種類廢水，利用填料的不盡相同，應該增加吹脫傳質面積，減少動力消耗，提高吹脫效率。

3.4吹脫時間對吹脫效率的影響

減小吹脫時間，有利于加快反應速度，提高處理量，減少設備的容積。徐穎[14]采用吹脫法處理垃圾滲濾液，吹脫段pH值為11，氣液比在2000～2300，吹脫時間9h，反應條件達到最佳吹脫效率才達到52.0%。盧平[15]等采用吹脫—缺氧—兩級好氧工藝處理垃圾滲濾液，垃圾滲濾液取自香港某垃圾填埋場，氨氮濃度1400mg/L，pH值為9.5，吹脫時間12h，經吹脫后氨氮去除率為60%。傅金祥[16]等采用吹脫法垃圾滲濾液，進水氨氮濃度1800mg/L，最佳pH值為11，最佳氣液比為360∶1，空氣量為3.0L/min，吹脫時間為1h，去除效率可達88.75%。由此可看出處理相同的廢水最佳吹脫時間也相差很大，可能是因為采用的填料不同、裝置設計的合理性等原因造成，吹脫處理后能夠很好地進行后續處理和控制運行成本。

2013年2月綠色科技第2期

吳海忠：吹脫法處理高氨氮廢水關鍵因素研究進展環境與安全

4聯合處理

目前利用吹脫法預處理的研究很多，比如有利用吹脫與催化轉化串聯，所采用的催化劑主要是負載金屬氧化物（Al2O3），該法處理成本昂貴，應用較少。王保學[17]采用空氣吹脫+UASB（升流式厭氧污泥床）工藝處理垃圾滲濾液，經過試驗表明在pH值10～11、溫度20℃、吹脫氣體流量為0.17m3/min、吹脫8h條件下廢水有利于后續加入顆粒活性炭處理。王獻平[18]等氮肥廠經吹脫前期處理，然后進入A/O工藝，處理氮肥廠污水，水量20m3/h，進水水質氨氮濃度為1000mg/L，出水穩定在1mg/L。盧平等采用吹脫-缺氧-兩級好氧工藝處理垃圾滲濾液，垃圾滲濾液取自香港某垃圾填埋場，氨氮濃度1400mg/L，pH值7.8～9.0，選定pH值為9.5，吹脫時間12h，經吹脫后氨氮去除率為60%，再經缺氧—好氧生物處理后對氨氮和COD的去除率大于90%。雷春生等[19]水樣來自于常州市某制藥廠的制藥廢水，其pH值為8.5，濁度為2NTU、氨氮廢水濃度為29856mg/L，COD濃度為5987mg/L。采用納式試劑光度法測定氨氮濃度，有機復合脫氮劑/吹脫法對氨氮的去除率可達99.99%以上，廢水中的剩余氨氮濃度最低可達0.2mg/L。有機復合脫氮劑/吹脫法的最佳pH值比直接吹脫法的低，節省了加堿量。最佳氣液比是直接吹脫的1/10，大大節約了能耗，吹脫時間縮短很多。可以發現吹脫法作為預處理能夠取得很好的效果，最后雷春生等通過使用有機復合脫氮劑取得了很好的效果，但是對于其他廢水處理效果有待考驗。

5結語

目前國內采用吹脫法處理氨氮廢水較多。采用吹脫法時，不僅應關注如何提高氨氮吹脫效率，還應主動防止二次污染。當然也存在大量的局限性，大部分設計只停留在從pH值、溫度、氣液比、吹脫時間上考察處理氨氮的效率，其關鍵參數和結構設計等都值得仔細推敲。近年來，許多學者通過對實踐經驗的總結和反思，提出了很多技術設計上的改進方法：采用吹脫-缺氧-兩級好氧工藝處理垃圾滲濾液，通過聯合法處理氨氮廢水；直接吹脫法處理高濃度氨氮廢水的基礎上在盛水容器中的廢水加入有機復合脫氮劑，但指出有機復合脫氮劑的脫氮機理還有待進一步的研究。

吹脫法處理高濃度氨氮廢水雖然在一定程度上得到了很大的改進，但吹脫效率受到很多因素的影響，需要進一步深刻研究和分析，具體如下：溫度對吹脫效率的影響很大；吹脫時間比較長，一般在1～12h；目前幾乎沒有關于改變吹脫塔填料特性對高濃度氨氮吹脫效率影響的研究；吹脫產生氨氣，二次污染。

對高濃度氨氮廢水的處理，國內的研究目前主要集中在物化法，很少采用生物法[20]，所以應該采用吹脫法與其他脫氮工藝相互組合，實現優勢互補，達到最佳運行條件，最后使出水達到國家標準。尋找運行成本低、可靠、高效處理高濃度氨氮廢水的工藝和技術有重要的現實意義。 參考文獻：

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篇5

關鍵字：有機磷廢水 MAP 微電解

中圖分類號： TE08 文獻標識碼： A

前言

目前國內有400多家農藥生產廠家，生產200多種農藥，年產量近30萬t其中80%是有機磷農藥[l]。有機磷農藥在防治農業病蟲害方面具有高效、經濟、方便和廣譜等優點，但長期大規模生產和使用，對環境特別是水體造成了嚴重污染，這己經成為嚴重的環境問題。

有機磷農藥廢水的處理方法大多用生物法，即以細菌或真菌為降解媒介，但由于這些廢水具有濃度高、毒性高和含鹽量高等特點，對微生物具有毒害作用，故直接使用生物法難以達標處理。現在還沒有有效的有機磷農藥廢水預處理方法，國內普遍采用清水稀釋數倍后再用生化法處理，稀釋倍數有的高達20-40倍。這種方法不但加重了生化處理裝置的負荷，浪費水資源，還同時增加了水費、排污費和處理費用。在此背景下，研究探索農藥廢水的預處理技術已成為一個迫切的研究課題[2-5]。

本文以安徽菱化實業股份有限公司有機磷農藥廢水為例，研究了兩種不同工藝（堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝）對有機磷農藥廢水預處理的效果，為我國有機磷農藥廢水預處理工藝的選擇提供依據。

2實驗料與方法

2.1實驗用廢水

實驗用廢水為安徽菱化精細化工有限公司年產2萬噸雙甘膦、1萬噸亞磷酸二甲酯項目的污水。

2.2實驗方法

（1）堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝（MAP）實驗流程圖如圖1所示。

廢水

（經調pH）

出水

圖1 堿性水解+MAP工藝小試裝置流程圖

（2） 微電解工藝試驗流程如圖2所示。

（經調pH）

出水

圖2 微電解工藝小試裝置流程圖

2.2.1堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝

加堿水解：加氫氧化鈉調pH至10；

加熱反應：加熱溶液至70℃；

MAP：按0.004mol/L（據研究效果最好）濃度加入MgCl2,攪拌均勻；

沉淀：沉淀兩小時，出水。

2.2.2微電解工藝

(1)鐵屑的預處理

用3.3%的硫酸進行酸活化，活化的時間根據鐵屑表面覆蓋誘層的厚度及反應過程中鐵屑被腐蝕的程度而定，一般在30-60min。

（2）活性炭的預處理

將活性炭用待測廢水浸泡24h，使之吸附飽和。然后洗凈表面殘留液，晾干，稱重。

（3）微電解反應柱的填裝

將預處理之后的鐵屑與活性炭按照一定的比例（1：1）混合均勻后，放入微電解反應柱中。鐵炭微電解反應柱采用一根直徑為80mm，柱高為75Omm的PVC柱。

(4)微電解實驗過程：廢水在微電解塔中停留時間1小時，曝氣量為0.20m3/L，每20min回流一次。

后處理：容器容積5L，用固體氧化鈣調pH至8，停留2.5-3小時，使其充分反應，去上清液出水。

2.3 分析方法

實驗各指標分析方法如表2。

表2 實驗各指標分析方法

項目 分析方法 方法來源

pH 玻璃電極法 GB 6920－86

化學需氧量 重鉻酸鹽法 CB 11914－89

氨氮 納氏試劑比色法 GB7479－87

總磷 鉬酸銨分光光度法 GB11893－89

3結果與分析

3.1兩種工藝對有機磷廢水COD的去除效果

實驗運行8天，兩種工藝對有機磷廢水中COD的去處效果比較，如圖3所示：

圖3 兩種工藝對有機磷廢水COD去除率的比較

從圖3分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后出水COD平均去除率為44.90%。有機磷廢水經微電解工藝預處理后COD平均去除率為63.67%。可見微電解工藝對有機磷廢水中COD的去除效果比堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝好。

3.2兩種工藝對有機磷廢水總磷的去除效果

兩種工藝對有機磷廢水中總磷的去處效果比較，如圖4所示：

圖4兩種工藝對有機磷廢水總磷去除率的比較

從圖4分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后總磷平均去除率為35.39%；有機磷廢水經微電解工藝預處理后總磷平均去除率為52.06%。可見微電解工藝對有機磷廢水中總磷的去除效果比堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝好。

3.3兩種工藝對有機磷廢水氨氮的去除效果分析

兩種工藝對有機磷廢水中氨氮的去除結果如圖5所示：

圖5兩種工藝對有機磷廢水氨氮去除率的比較

從圖5分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后出水氨氮平均去除率為59.67%；有機磷廢水經微電解工藝預處理后出水氨氮平均去除率為17.31%。可見堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對有機磷廢水中氨氮的去除效果微電解工藝比好。

從圖3、4、5分析可知，廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝處理后出水水質不是很穩定，原因可能是反應產物為絮狀沉淀物，難以沉淀完全；微電解工藝處理廢水時后一天出水水質比前一天差，原因可能是隨著反應進行，填料會慢慢板結或堵塞，造成處理效果下降，故每兩天清洗填料一次。

4 結論

本實驗采用堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝對有機磷廢水進行預處理，得到如下結論：

（1）微電解工藝對有機磷廢水中的COD去除率較高，為63.67%，而堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對COD 的去除率較低，為44.90%。從去除COD的角度分析，建議選擇微電解工藝。

（2）微電解工藝對有機磷廢水中的總磷去除率較高，為52.06%，而堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對總磷的去除率較低，為35.39%。從去除總磷的角度分析，建議選擇微電解工藝。

（3）堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對有機磷廢水中的氨氮去除率較高，為59.67%，而微電解工藝對總磷的去除率較低，為17.31%。從去除氨氮的角度分析，建議選擇堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝。

綜上所述，堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝對有機磷廢水的預處理效果各有千秋。堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對氨氮的去除效果比較好；微電解工藝對COD及總磷的去除效果更好。本次實驗所用廢水中COD及總磷含量較高，故建議選擇微電解工藝。

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篇6

關鍵詞：鳥糞石沉淀法脫氮技術；物化脫氮

中圖分類號：F205 文獻標識碼：A文章編號：

1 工程概況

陜西省奧維乾元污水處理站工程設計規為4600立方米/日，主要負責處理奧維乾元化工廠的生活污水、氣化廢水、地面沖洗廢水、事故污水和甲醇精餾排放水，處理后的污水水質滿足《污水排入城市下水道水質標準》（CJ343-2010）要求，并經提升送至城市污水處理廠集中處理。

工程中采用鳥糞石沉淀法脫氮技術去除氨氮，取得了良好的脫氮效果，為后續的生化處理創造了條件。

2 鳥糞石去除氨氮工藝介紹

2.1 鳥糞石及其形成機理

鳥糞石學名為磷酸銨鎂（MgNH4PO4•6H2O），英文簡稱MAP，白色粉末無機晶體礦物，相對密度1.71[1]。廢水處理中的鳥糞石沉淀法就是將Mg2+加入到含有磷酸鹽和氨氮的污水中，反應生成難溶的鳥糞石沉淀，以實現廢水脫氮的方法[2]。與傳統活性污泥法相比，可以減少約49%的污泥體積[2]，而且對實現氨氮資源回收具有重大意義。

在水溶液中，鳥糞石的形成過程可以用以下三個化學方程式來描述：

Mg2++PO43-+NH4++H2OMgNH4PO4•6H2O（1）

Mg2++HPO42-+NH4++6H2OMgNH4PO4•6H2O+H+（2）

Mg2++H2PO4-+NH4++6H2OMgNH4PO4•6H2O+2H+ （3）

鳥糞石的形成受水溶液pH值的影響很大，當溶液中Mg2+、NH4+、PO43-的活度積大于鳥糞石的溶度積時（鳥糞石的溶度積常數為3.89×10-10~7.08×10-14），會自發沉淀生成鳥糞石。

2.2 鳥糞石形成的影響因素

2.2.1 pH值

pH條件決定了組成鳥糞石的各種離子在水中達到平衡時的存在形態和活度。只有當鳥糞石沉淀所需的各種離子的活度積超過相應的溶度積時，沉淀才發生。

在一定的范圍內，鳥糞石在水中的溶解度隨著pH的升高而降低；但當pH升高到一定值時，鳥糞石的溶解度會隨pH的升高而增大。有實驗證明，當Mg2+、NH4+、PO43-的摩爾比為1:1:1，廢水溫度為室溫，反應時間15分鐘，靜止2分鐘時，形成鳥糞石沉淀的最佳pH為8.91[3]。

2.2.2 沉淀劑的選擇

閔敏[4]等人用鳥糞石沉淀法處理養豬場的廢水，分別采用MgCl2+Na2HPO4、MgSO4+Na2HPO4、MgO+H3PO4、Mg（OH）2+H3PO4、MgSO4+H3PO4做沉淀劑，實驗表明MgSO4+Na2HPO4處理效果最好，氨氮去除率可達86%。

2.2.3 沉淀劑投加摩爾配比

由化學方程式（1）可知，生成鳥糞石理論的摩爾比Mg2+：NH4+：PO43-為1:1:1。根據同離子效應，增大Mg2+、PO43-的配比可促進（1）式向正反應方向進行，從而提高氨氮的去除率，但若增加PO43-量，則反應后污水中殘余的磷量增加，會帶來新的污染。通常在降低磷酸鹽投加比例的同時，增加鎂鹽的投加量，可提高氨氮去除率。

劉小瀾[5]等人通過向焦化廢水中投加MgCl2•6H2O和Na2HPO4•6H2O做實驗，結果表明，當Mg2+、NH4+、PO43-的摩爾比為1.4:1:0.8時，氨氮的去除率可達到95%以上，殘磷量為9.2mg/L。

3 污水處理廠進出水水質及工藝流程

3.1 污水處理廠進水水質

污水處理廠處理的污水主要是奧維乾元化工廠的生活污水、氣化廢水、地面沖洗廢水、事故污水和甲醇精餾排放水，從污水綜合排放口取樣化驗，得到污水的水質，經過數據統計后做為設計進水水質，詳見表3.1-1。

表3.1-1 污水處理廠進水水質

同時，在實測的水質數據中發現，氨氮濃度偶爾會達到400mg/L。

3.2 污水處理廠出水水質

處理后的污水送至城市污水處理廠集中處理，排放水質水質滿足《污水排入城市下水道水質標準》（CJ343-2010）要求。

3.3 污水處理廠工藝流程

根據進出水水質確定污水處理廠的工藝流程，詳見圖3.3-1。

圖3.3-1 污水處理廠工藝流程圖

4 鳥糞石去除氨氮工藝的應用

4.1 鳥糞石去除氨氮工藝在該工程中的作用

通過污水處理廠進水水質可知，在95%以上時段，原水氨氮濃度在250mg/L以下，此時可通過生物處理使氨氮達標排放；在極端情況時原水氨氮濃度會達到400mg/L，單純的生物處理無法達標，可先通過加藥預處理將氨氮處理到250mg/L以下，再通過生物處理使之達標排放。

該工藝在大部分時間運行時不需要投加磷酸鹽和鎂鹽除氨氮，運行成本低，處理效果能達到相關排放標準；但當需要時，工藝具備極端水質應對處理能力，不至于因來水氨氮含量過高導致系統停產或產生超標排放問題。

工藝考慮污水在進入生化池處理前進行了加藥并反應沉淀的預處理，考慮在反應池中投加磷酸氫二鈉和氯化鎂，通過物化反應和沉淀達到以下效果：

4.1.1 物化脫氮

通過投加磷酸氫二鈉和氯化鎂使氨氮轉變成鳥糞石固體沉淀物達到脫氮的目的。

4.1.2 物化除鈣

通過投加磷酸氫二鈉使水中的鈣和硫酸反應，形成磷酸鈣沉淀，降低鈣離子。因為鈣離子在好氧系統中會和二氧化碳反應產生碳酸鈣，結垢堵塞管道和曝氣系統，影響運行狀態，降低處理效果。

4.2 主要設計參數

原水氨氮濃度超過250mg/L時，磷酸氫二鈉投加量為460mg/L，本工程采用純度為98%的商品磷酸氫二鈉，用藥量約為2160 kg/d；氯化鎂投加量為400mg/L，本工程采用純度為100%的商品氯化鎂，用藥量約為1840 kg/d。

混合池采用機械混合方式，混合時間60秒；沉淀池采用中心進水周邊出水的輻流式沉淀池，設計表面負荷1.38m3/m2.h。

5 結論

鳥糞石去除氨氮工藝在該工程中得到較好的應用，在原水氨氮濃度超過250mg/L時，仍能保證污水經過處理后達標排放，既降低了污水廠的初期投資和運行費用，又不會對后續污水處理產生沖擊，為當地的環境保護做出了重要貢獻。

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篇7

1焦化廢水的主要來源

煉焦一般分為土法煉焦及機械煉焦，隨著技術的發展更新及日趨嚴格的環保要求，土法煉焦已基本淘汰，目前的煉焦以大型機械煉焦為主。煉焦生產過程中主要產生三股廢水，分別為:除塵廢水、剩余氨水以及酚氰廢水。除塵廢水主要產生在運煤、備煤、出焦、濕法熄焦過程中，該股廢水的特征為懸浮固體較多，含有少量酚、氰等污染物，通常經澄清或沉淀處理后可返回至工藝中重復利用。剩余氨水主要由焦化原煤中的結合水以及化合水在冷凝器中形成的冷凝水和粗煤氣在氨水噴淋降溫時的冷卻水組成。剩余氨水中含有高濃度的氨、焦油等物質，是焦化廢水中水量最大的一股廢水，廢水量占全廠廢水總產生量的50%以上，一般需要經過蒸氨處理后再排入污水處理設施。酚氰廢水是在焦化化學產品加工過程中與物料直接接觸所產生的廢水，主要來自焦油、粗苯等加工過程的蒸汽冷凝水及粗煤氣終冷冷卻水等。酚氰廢水是焦化廢水中的重要代表性廢水，產生于不同化產加工過程中，因而廢水中污染物成分復雜，主要含有酚、氰、硫化物等。此外，煉焦過程中還會產生少量濃度較高、組分較復雜的脫硫廢液，煤氣管道水封水等廢水［3］。焦化廢水作為典型有毒難降解工業廢水，對其污染物組成和水質特性的分析是選擇高效經濟廢水污染控制技術的前提。侯紅娟［4］采用GC/MS對寶鋼焦化廢水的測定顯示，廢水中含有12類100多種有機化合物，苯酚類物質濃度最高，其次為苯胺、喹啉、萘等。張萬輝等［5］采用XAD大孔樹脂分離GC/MS測得焦化廢水中含有15類558種有機物，疏水酸性酚類及親水性苯胺、苯酚、喹啉、異喹啉對焦化廢水有機物總量的貢獻大于70%;同時對焦化工藝過程中有機污染物排放源解析表明，多環芳烴和喹啉類在焦油分離液和脫硫廢液中的濃度較高，可為焦化廢水水質處理提供參考。甲酚、甲基苯酚等酚類物質易于降解，實際工程中10h即可將濃度高達500～1000mg/L的酚類完全降解［6］;喹啉、吲哚、吡啶、聯苯等在厭氧環境下降解性能較好，但在好氧環境下降解性較差，且對苯酚的生物降解抑制顯著［7］;李詠梅等［8］對缺氧條件下含氮雜環化合物降解規律的研究發現，吡啶完全降解需24h，而吲哚、吡啶、異喹啉、甲基喹啉的完全降解需要50～60h。因此，對焦化廢水處理工程進行設計時，應綜合考慮廢水組分及其降解規律，基于不同的污染物種類、性質及目標，選擇經濟有效的工藝流程及運行參數。

2焦化廢水污染控制技術

2.1預處理

焦化廢水中含有酚類、氰類、焦油等化合物，這些物質均屬于有毒有害物質，在進入生化處理系統前必須最大限度削減其在廢水中的含量，以免影響生化系統的穩定性。焦化廢水的預處理一般包括沉淀法、萃取法、高級氧化法等。2.1.1沉淀法沉淀法包括混凝沉淀法和藥劑沉淀法。混凝沉淀法是向廢水中加入混凝劑并使之水解產生配合離子及氫氧化物膠體，中和廢水中某些物質表面所帶的電荷，使這些帶電物質發生凝集。王愛英［9］等在評價幾種常用絮凝劑處理效果基礎上，采用優選的絮凝劑預處理，可使焦化廢水的COD和濁度去除率分別達到22%和97%以上，有效提高了廢水的可生化性。PengLai［10］等用絮凝/零價鐵聯用技術預處理焦化廢水，COD去除率最高可達46%以上，有效降低了生化處理系統的污染物負荷、提高廢水的生物可降解性．吳克明［11］等采用混凝－氣浮法對焦化廢水的處理進行了研究。結果表明，聚合氯化鋁鐵(PAFC)+聚丙烯酰胺(PAM)處理廢水，生成的礬花大而密實，沉降速度快，出水色度低，效果較好。化學藥劑沉淀法是指向廢水中加入化學藥劑使之與廢水中的污染物發生化學反應生成沉淀物來去除廢水中污染物的方法。劉小瀾等［12］采用化學沉淀劑MgCl2•6H2O和Na2HPO4•12H2O(或MgHPO4•3H2O)對焦化剩余氨水進行預處理，取得了較好的效果，廢水中氨氮的去除率高達99%以上。沉淀劑與焦化廢水中的NH+4反應，生成磷酸銨鎂沉淀。在pH為8.5～9.5的條件下，投加的藥劑Mg2+∶NH4+∶PO43－(摩爾比)為1.4∶1∶0.8時，廢水氨氮的去除率達99%以上，出水氨氮的質量濃度由2000mg/L降至15mg/L。梁建華等［13］采用化學沉淀法處理高濃度氨氮廢水，研究了藥劑配比、pH值等因素對氨氮去除率的影響．在適當的條件下，可得到純凈的MAP晶體，氨氮的去除率可達98%．在溫度為100℃、加熱3h將MAP分解后，分解物重復用于脫除廢水中的氨氮，氨氮的去除率可達93%，既可大幅度降低藥品成本，又可回收廢水中的氨。2.1.2萃取法焦化廢水中的酚主要來自剩余氨水，目前多數的焦化廠采用萃取脫酚工藝進行焦化含酚廢水預處理，該方法脫酚的效率可高達95%～97%，而且可以回收酚鈉鹽，有較好的經濟效益。Jiang等［14］利用難溶于水的萃取劑與高濃度含酚焦化廢水接觸，使廢水中酚類物質與萃取劑結合，實現酚類物質的富集轉移。韋朝海［15］等人通過實驗發現，通過萃取工序可使廢水中有機污染物的總負荷減少75%～80%。2.1.3高級氧化法高級氧化法是指通過不同途徑產生具有高反應活性的羥基自由基(•OH)，再利用其強氧化性將水中的有機污染物降解，生成小分子物質，甚至直接轉化為二氧化碳和水的方法。周琳［16］等人研究了芬頓氧化用于焦化廢水的深度處理，實驗結果表明，Fenton試劑能有效降解焦化廢水中的COD，在原水COD為260mg/L、H2O2投加量為666mg/L、Fe2+投加量為200mg/L、溫度為298K時，COD去除率達到89.53%。劉璞［17］等人研究了臭氧催化氧化對焦化廢水的深度處理的效能，結果表明在:pH值為7～8，臭氧流量10g/h，催化劑8g，反應時間約50min，臭氧催化氧化對COD去除率達到68.63%，出水指標滿足煉焦化學工業污染物排放標準(GB16171－2012)。邵瑰瑋等［18］采用脈沖電暈放電技術對煉焦廢水和煙氣進行了綜合處理，結果表明，廢水中氰化物脫除率達90%以上，酚脫除率近70%，同時煙氣脫硫率達85%。目前報道所報道的較多的高級氧化法對焦化廢水處理的效果均較好，但處理成本較高，所以實際應用案例較少。

2.2生物處理

生物處理是通過微生物的新陳代謝作用實現污染物的分解轉化，可以有效的去除廢水中的大部分污染物成分，同時也是最為經濟的處理方式，是焦化廢水處理的主導技術。2.2.1厭氧水解酸化目前嚴格的厭氧反應在焦化廢水中的應用報道較少。在水解酸化反應過程中，廢水所含的甲酚、苯酚、二甲酚等酚類化合物，及以喹啉、吲哚為代表的含氮雜環化合物大部分得到了轉化和降解，為后續的處理提供易于氧化分析的有機底物，即提高了焦化廢水的可生化性［19］。在厭氧池內，采用投加填料的生物膜法，再輔以輕度攪拌，可提高微生物濃度及活性。邵林廣等［20］用生物膜對焦化廢水水解酸化。在4.5～5h內，BOD5/COD和BOD5值同時達到最大，隨著時間的延長，BOD5/COD和BOD5的值都相應降低。厭氧水解酸化反應器內pH值宜控制在6～8，水溫宜在20～30)℃。2.2.2生物脫氮目前，國內外焦化廢水處理脫氮工藝較多，生化處理階段采用的工藝主要有A/O、A2/O、A/O2和A2/O2。A/O工藝是生物脫氮的最基本流程，20世紀90年代已應用于寶山鋼鐵廠、安陽鋼鐵廠及臨汾鋼鐵廠，目前國內大部分焦化廢水處理工藝為A/O法，其特點是在好氧池前增加一段缺氧處理，通過前置反硝化實現生物脫氮。任源等［21］研究發現厭氧階段對廢水COD的去除率為10%～15%，大分子復雜有機物分解為有機酸、有機醇類，該過程使廢水BOD5/COD由0.3提高到0.45。A2/O工藝在A/O工藝前增設厭氧水解環節，使大分子難降解物質轉化為小分子物質，提高廢水的可生化性。何苗等［22］對焦化廢水進行厭氧酸化處理后發現，廢水可生化性提高，部分(不溶性)大分子有機物轉化為可溶性物質。邵林廣等［24］對A2/O工藝與A/O工藝對比試驗顯示，A2/O工藝的對COD、氨氮的去除效果比A2/O工藝有明顯改善，而且抗沖擊負荷能力提高。短程硝化反硝化工藝，是指將硝化過程控制在HNO2階段終止，直接進行反硝化。與A/O工藝相比，該工藝可承受的氨氮負荷高，對于C/N較低的焦化廢水處理具有重要的現實意義。薛占強等［23］采用短程硝化反硝化工藝處理焦化廢水，控制溫度為(35±1)℃、溶解氧濃度為2.0～3.0mg/L時，去除焦化廢水中大部分有機污染物的同時能實現短程硝化反硝化并有效去除氨氮。2.2.3固定化微生物技術固定化微生物(細胞)技術是指將特選的微生物游離細胞或酶通過化學或物理的手段固定在特定的載體上，使其保持活性并在適宜條件下大量增殖的方法。該技術有利于提高反應器內特殊微生物的濃度，抵抗不利環境的影響。常見的制備方法主要有吸附法、交聯法、共價結合法、包埋法等。張彬彬等［24］將篩選出的HDCMR高效復合微生物菌劑固定化于酶載體中，其密度接近于水，在池內處于流化狀態，傳質效率極高，從而使廢水的基質降解速度加快，同時大幅提高了單位體積菌群生物量，提高了系統抗氨氮沖擊負荷。孫艷等［25］在北京焦化廠廢水中分離得到1種以苯酚為唯一碳源的菌株，采用海藻酸鈉對其進行包埋固定，考察固定化細胞的性能。結果表明，固定化細胞最大反應速度和底物飽和常數均大幅提高，抗耐性明顯強于未固定化的游離懸浮相。2.2.4生物強化技術生物強化技術是指通過向傳統的生物處理系統中投加高效降解微生物，增強對難降解有機物的降解能力，提高其降解速率，并改善原有生物處理體系對難降解有機物的去除效能［26］。焦化廢水中污染物種類復雜，部分難降解污染物對微生物體系有抑制作用，生物強化技術可在不改變現有工藝規模的情況下，提高系統的整體處理能力，強化難降解污染物的降解效果，在現有生化系統基礎上引入生物強化技術是焦化廢水提標改造的一條實用思路。解宏端等［27］采用生物強化技術，向活性污泥系統中投加高效菌劑，考察其對焦化廢水處理的改善效果。在高效菌液投加比(V菌液/V焦化廢水)為0.3%、水力停留時間為15h時，系統對COD去除率為85.60%，遠高于未投菌的對照組(60.87%)，表明在原有處理設施中投加高效菌液可以提高系統處理能力。彭湃［28］等以焦化廢水處理工藝中的厭氧池出水為實驗對象，添加自行研發的環保菌劑，考察其對實際焦化廢水COD去除效果，利用聚合酶鏈式反應和變性梯度凝膠電泳聯合技術(PCR－DGGE)分析添加環保菌劑前后生化系統中污泥微生物群落的變化。研究表明:通過添加環保菌劑，中試系統出水COD平均去除率比活性污泥系統提高了18%;PCR－DGGE結果顯示，經過菌劑強化后的生化系統中污泥微生物的種類更加豐富，優勢微生物由原先的14種增加到了23種。2.2.5膜分離法膜分離法是一種具有巨大潛力和實用性的廢水處理技術，其原理是以選擇性透過膜為分離介質，通過在膜兩邊施加一個推動力(如濃度差、壓力差、電位差等)，使廢水中的組分選擇性的透過膜，從而達到分離凈化的目的。膜分離技術應用于廢水處理具有能耗低、效率高和工藝簡單等特點。目前，應用的膜分離技術主要有微濾、超濾、納濾和反滲透［29］。近年來，在焦化廢水深度處理領域，研究與應用較多的是超濾－反滲透的雙膜法焦化廢水處理工藝，經超濾－反滲透處理后的焦化廢水，出水符合工業循環冷卻水水質標準，可回用于凈環補充水、鍋爐軟水補給水，甚至部分替代新水。穆明明［30］等人對生化處理后的出水采用“砂慮+超濾+納濾+反滲透”工藝進行深度處理，處理后的出水遠優于《煉焦化學工業污染物排放標準》(GB16171－2012)的排放標準的要求。

3結語

篇8

關鍵詞：磷酸銨鎂 除磷脫氮 MAP 化學沉淀法

目前，生物脫氮除磷常采用A2O工藝，但其流程長且成本高，對進水氨氮濃度變化的適應性及抗負荷沖擊的能力較差。本文介紹一種化學沉淀法，即MAP（Magnesium Ammonium Phosphate）脫氮除磷法。 1 MAP除磷脫氮的基本原理

向含NH4+和PO43-的廢水中添加鎂鹽，發生的主要化學反應如下：

Mg2++HPO42-+NH4++6H2OMgNH4PO4·6H2O+H+ （1）

Mg2++PO43-+NH4++6H2OMgNH4PO4·6H2O

（2）

Mg2++H2PO4-+NH4++6H2OMgNH4PO4·6H2O+2H+（3）

再經重力沉淀或過濾，就得到MAP。其化學分子式是MgNH4PO4·6H2O，俗稱鳥糞石；它的溶度積為2.5×10-13。因為它的養分比其它可溶肥的釋放速率慢，可以作緩釋肥（SRFs）；肥效利用率高，施肥次數少；同時不會出現化肥灼燒的情況。 2 MAP除磷脫氮的影響因素和沉淀物組成分析

2.1 Mg2+，NH4+，PO43-三者在反應過程中的比例

在處理氨氮廢水方面，將H3PO4加入到含有MgO的固體粉末中制成一種乳狀液，對2.47×10-3mol/L氨氮廢水進行處理，得出H3PO4與MgO的物質的量之比大于1.5時，氨氮去除率最高（90％以上），當進水氨氮質量濃度為42mg/L，在最佳條件下，氨氮質量濃度可降到0.5mg/L以下[1]。趙慶良[2]等人對5618mg/L氨氮的垃圾滲濾液進行處理，按n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1:1:1投加氯化鎂和磷酸氫二鈉，廢水中氨氮質量濃度降為172mg/L，過量投加10％的鎂鹽或磷酸鹽，氨氮質量濃度可分別降為112mg/L和158mg/L，繼續提高鎂鹽或磷酸鹽的量，廢水中剩余氨氮質量濃度處在100mg/L左右，很難進一步降低。筆者對某一合金廠的質量濃度為1600mg/L的氨氮廢水進行處理，按最佳配比n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1.3:1:1，加入硫酸鎂和磷酸氫二鈉，氨氮質量濃度可降到60mg/L，對某煉油廠的氨氮含量高（1231mg/L）的廢水用此方法處理，氨氮質量濃度可降到112mg/L。

在除磷方面，國外有人證明，晶體純度與初始氨氮質量濃度有關，最佳比例n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1:1.6:1，磷、鎂去除率達95％以上[3]。Katsuura[4]認為n(Mg):n(P)為1.3:1時，除磷效果最好。

2.2 反應的pH值

MAP溶于酸不溶于堿，筆者對模擬氨氮廢水進行重復驗證，證明廢水在pH值為7.0以上，才會出現小顆粒沉淀物，當用NaOH將pH值調至8.0以上時，會出現大量沉淀。pH值在7.0～10.5之間，主要的反應過程如式（1），（2），（3），當pH值上升到10.5～12之間，固定氨會從MgNH4PO4中游離出來，生成更難溶的Mg3(PO4)2（ksp=9.8×10-25）。

筆者在對無雜質氨氮廢水與含雜質氨氮廢水進行比較，發現前者pH值必須達到7.0以上，才會生成沉淀，而后者在pH值為6.3左右時，水中不斷出現白色沉淀物，表明氨氮廢水有比較大的懸浮顆粒時，沉淀物MAP可提前生成。

國內外的研究人員對MAP除磷脫氮最佳pH值進行了研究，結果見表1。 表1 不同廢水MAP除磷脫氮的最佳pH值 廢水類型 垃圾滲濾液 厭氧污泥上清液 城市污水 氮肥廠 制革廢水 最佳pH值 8.5～9.0 9.0～9.5 9～10 9.5 9.0

從表1可以看出，生成MAP沉淀的最佳pH值范圍8～10，由于廢水水質不同，造成最佳pH值范圍有一定的差別。

反應pH值的調節一般采用以下方法：

①投加NaOH

一般人們常用NaOH來調pH值，此方法操作過程簡便，但需要耐腐蝕罐裝NaOH溶液。

②投加Mg(OH)2

氫氧化鎂具有緩沖能力，pH值最高不超過9.5，即使氫氧化鎂過量也不會嚴重影響沉淀效果，而且氫氧化鎂無毒、無腐蝕，無須專門防腐設備。不足之處，pH值與投加n(Mg):n(P)的比例不能互相獨立控制。

③脫氣法

對厭氧消化污泥上清液生物厭氧反應產生的高濃度CO2，可用脫氣法將CO2吹出[3]以提高pH值。Battisioni[6]用連續通氣方法，將上清液中的CO2從35％～40％降到0.035％，pH值也從7.9上升到8.3～8.6。不過這種方法只能局限于厭氧消化上清液這類含高濃度CO2的廢水。

2.3 反應時間與晶種

Zdybiewska[7]對氮肥廠廢水進行實驗，發現當反應時間為25min時，氨氮去除率最高（80％）。同時反應時間也是形成MAP晶粒大小的因素之一。Straful在實驗中發現反應時間1min時，晶粒長度只有0.1mm，當反應時間為60min時，晶粒長度達0.8mm，3h后晶粒可達3mm，雖然氮磷去除率變化不大，但是晶粒越大，沉淀效果越好。Battisioni在中試試驗中，將0.21～0.35mm的石英砂填到φ58mm×0.42m的流化床，為MAP提供晶種，除磷效率為80％。

3 沉淀物組成分析

表2是處理社區廢水得到的沉淀物[8]，可以看出沉淀物中營養元素含量比較高，鎂和磷元素均高于理論值，這是因為沉淀物中還有Ca5(PO4)3OH，Mg(OH)2，Mg3(PO4)2等物質。表2還可以看出CODcr的含量比較小，說明沉淀物MAP很少吸收有機物。 表2 某生活污水生成的MAP的組成 ％ 組分 ω(MgO) ω(P2O5) ω(N) ω(Ca) ω(K) ω(CODcr) 理論值 16.4 28.5 5.7 實測值 18.1 30.6 4.9 1.6 0.3 0.2

澳大利亞Elisabeth[5]用這種方法回收厭氧消化污泥上清液中的磷，生成的MAP淤泥干燥快，最終產物呈白色細粉末（見表3）。 表3 厭氧污泥生成的MAP的組成 ％ 組分 ω(Mg) ω(P) ω(N) ω(H2O) 理論值 9.9 12.6 5.7 44 實測值 9.1 12.4 5.1 39

對厭氧消化上清液生成的MAP中的重金屬的分析結果見表4，由表4可以看出沉淀物MAP幾乎不吸收重金屬。用于農家化肥，不會對莊稼產生危害。

周娟貞[9]對某催化劑廠提供的轉鼓濾液（氨氮質量濃度為7472mg/L）用MAP沉淀法處理，對MAP沉淀物分析表明，Mg的質量分數（以MgO計）為18.18％，磷的質量分數（以P2O5計）為28％左右，氮的質量分數（以N計）為4.5％。 表4 MAP中的重金屬污染物成分分析 mg/kg 組分 不同MAP試樣的分析結果 1 2 3 4 ω(Cd) ＜4 5.5 ＜4 ＜4 ω(Pb) ＜5 ＜5 6.9 5.2 ω(Hg) 0.2 ＜0.1 ＜0.1 ＜0.1 4 MAP處理成本分析

沉淀MAP需要鎂鹽和磷酸鹽，沉淀1kg氨氮需要1.90kg鎂和2.0kg磷以及少量NaOH，如果采用MAP沉淀法將社區廢水中的氨氮從55mg/L處理到20mg/L，總運行費用與硝化反硝化法相當。如果沉淀產物MAP作為肥料出售，就可進一步降低成本。 5 存在的困難和發展前景

盡管有很多文章報道用此方法對不同廢水所做的研究，并對沉淀物組分進行了分析，表明沉淀物的純度接近MAP的理論值，而且幾乎不吸收重金屬，但在實際應用上仍有許多問題需要進一步解決：

①研究顯示，當n(PO43-)/n(NH4+)＜1時，可以大幅度提高除磷效率，當n(PO43-)/n(NH4+)＞1時，氨氮去除率較高，如何確定兩者最佳比例可以最大限度除磷脫氮，是今后研究的重點；

②尋找更好的反應條件和反應藥劑，提高MAP除磷脫氮的效率，使出水NH4+和PO43-降到排放標準以下；

③有機物以及其它雜質對MAP除磷脫氮過程的影響機理尚不清楚；

④MAP除磷脫氮的經濟效益主要取決于沉淀設備的投資和運行費用，當產物在市場上轉化為產品，取得一定利潤時，該工藝才能推廣應用。

由于此方法用藥劑量大，運行費用高，為了降低費用，可用鹵水代替鎂鹽。由于傳統除磷脫氮工藝造成氨的浪費，尤其是磷的流失，而目前，磷礦儲存量不夠人們開采100a，所以我們要積極利用MAP除磷脫氮方法來達到N，P元素的回收利用。 參考文獻：

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篇9

關鍵詞：吐氏酸行業; 高含鹽廢水; 廢水治理

Abstract: the vomit acid wastewater is's industrial production of one of the most intractable wastewater, the industry is still the problem to some extent and restricts the development of the industry's vomit acid. The reason for this is waste water salinity is high, the composition is very complex, difficult to amount to mark. The author was determined by the experiment a management this kind of wastewater train of thought.

Keywords: vomit acid industry's; High salt wastewater; Wastewater treatment

中圖分類號：[F287.2]文獻標識碼：A 文章編號：

引言

吐氏酸的化學名稱為2-氨基-1-萘磺酸，分子式為C10H9NO3S，分子量為223.25。該物質呈粉紅色針狀結晶體，是偶氮染料中間體，主要用于生產染料和醫藥。其生產過程產生的廢水有三個難于治理的特性：第一含有高濃度的鹽類，約為海水的三倍多；第二是所含有的有機污染物幾乎全部為不可生物降解類；第三含有的氨氮濃度極高。該類廢水的高滲透壓和高濃度鹽離子本身對微生物具有毒性使得生物處理技術得到很大程度限制[1]。

處理工藝及實驗

1.1 廢水水質情況

廢水外觀呈棕紅色、酸性，有氨類刺激性味道。主要污染物成分包括有機物和無機物，有機物主要是生產過程中的中間產物，包括2-萘胺-1-磺酸，2-萘酚-1-磺酸，2-萘酚等，從其化學結構分析這幾類物質很難生物降解；無機物主要為鹽類，包括Na Cl、Na2SO4、NH4Cl，在水中都呈離子狀態，三種鹽合計含量為9.7%，分析其中NH4Cl含量過高是導致氨氮含量極高的直接原因。混合廢水的水質如表1：

實驗部分

試劑與儀器

實驗所用水樣為吐氏酸工廠現場所取；pHS-3C精密酸度計、721型分光光度計、微型吹脫塔、小型吸附柱、生物法試驗裝置、普通曝氣機；馴化污泥為察爾汗鹽湖所取、專用吸附樹脂、硫酸與氫氧化鈉等。

實驗方法

采用二級吸附+二級吹脫+生物處理技術，實驗過程嚴格模擬實際工程。其關鍵環節在于污泥的馴化，將污泥先加入生活污水，兩天后逐步加入已經經過吸附和吹脫處理并經過pH、水溫調解的工業廢水試樣，加入過程跟蹤檢測COD數值和污泥濃度，使之維持穩定的去除率和污泥濃度。

污水處理工藝流程

吐氏酸廢水最大特點是含有高濃度的鹽類，約為海水的3倍，如此高濃度的鹽決定了不能夠采用傳統的生物處理方法，因為普通的微生物在如此高的鹽濃度廢水中無法生存，而排放標準對COD和氨氮都有嚴格要求，這就使得問題很復雜。針對此種廢水的特點，我們經過反復論證、大量的實驗，確定了一個治理的思路。按照實際工程其工藝流程見圖1。

1.4檢測方法

分析項目及檢測方法見表2

結果與討論

2.1 處理后廢水的污染物濃度

2.2COD去除分析

吐氏酸行業COD一般為4000~8000 mg/L，大部分為難生物降解有機物，更重要的是其達標的難點在于高濃度的鹽類限制了生物法的使用；而吐氏酸廢水中有機物大部分為吐氏酸成品和其原料，其回收價值很大。基于以上兩點原因，我們的思路是采用吸附法回收，進而去除大部分有機物，針對吐氏酸廢水中有機物的結構特性，實驗選用了吸附效果好且解吸性能良好的樹脂，經過重復的比對實驗，結果為原水（不進行調解）經過吸附后再調節pH至微堿性進行二級吸附效果最佳。數據見表4，經二級吸附后COD降至700以下，大大降低了后續處理的難度。在經過厭氧菌和好氧菌的馴化，經生物處理后COD完全可以達標。

2.3 氨氮去除分析

從表1中也可以看出，廢水中氨氮含量極高，而國家一級標準對排入自然水體的廢水濃度要求非常嚴格，不得超過15.0mg/L。因此氨氮的去除同樣是本實驗的關鍵因素。所采用的方法是二級吹脫+生化處理，由于吹脫程序廢水需要在pH=11、溫度≥25℃條件下效果顯著，所以一級吸附后進入調節池調解適合的pH和水溫后二級吹脫，而吹脫始終都不能將其處理達標，還需要進行生物處理。實驗效果見表5

結論

對于本方案關鍵環節之一在于生化系統，不是因為要求生化系統對COD、氨氮有很高去除效率，而是因為生化系統采用的特殊菌種即嗜鹽菌，嗜鹽菌一般生長在鹽湖、鹽場和海洋中。與不含鹽廢水做平行對照實驗，發現鹽類對活性污泥有明顯的抑制作用，經一定時間馴化，污泥濃度逐漸升高，對COD和氨氮的去除作用明顯加強。故采用嗜鹽菌微生物處理含鹽廢水理論上是可行的。

本方案關鍵環節之二在于吸附法是否能對COD有明顯的去除效果。而選用的吸附樹脂型號比較重要，原則就是盡量選用與廢水中污染物成分分子結構相類似的吸附樹脂。而有些污染物在酸性條件容易吸附，有些污染物在堿性性條件容易吸附，對不同廢水應探索其適宜的pH值吸附條件。

吐氏酸行業廢水較難處理，主要為高鹽、高氨氮及難生物降解COD。我們對吐氏酸廢水的深入研究并不是局限于這個行業，目的是探索一條含高濃度鹽的難治理廢水的思路。通過大量實驗，證明了技術上的可行性，為工程上的應用起導向作用。

參考文獻：

[1] Feijoo G，Soto M，Méndez R，et a1．Sodim inhibition in the anaerobic digestion process：antagonism and adapta tion phenomena[J]．Enzyme and Microbial Technology，1995，17(2)：180．188．

[2] GB 8978，污水綜合排放標準[S].

篇10

【關鍵詞】流動注射法；地表水；氨氮

1 前言

氨氮是我國地表水常規監測項目，其普遍存在于地表水與地下水中，主要來源為生活污水中含氮有機物受微生物作用的分解產物，某些工業廢水以及農田排水等。在有氧環境中，水中氨可轉變為亞硝酸鹽，甚至繼續轉變為硝酸鹽。氨氮含量高時會導致魚類死亡。測定水中各種形態的氮化合物，有助于評價水體被污染和“自凈”狀況[1]。隨著氨氮在環保監測項目中重要性的加大，建立一種簡單，快捷的測定方法是十分必要的。

水體氨氮的傳統測定方法主要有納氏比色法、氣相分子吸收法、苯酚-次氯酸鹽比色法和電極法等。這幾種方法存在需作相應的預處理，操作復雜，靈敏度不高等缺點。隨著分析技術的發展，流動注射分析技術正越來越多地在科研和生產中得到應用[2]。本文初步探討了用AA3連續流動注射儀測定地表水中氨氮。

2 連續流動分析儀測定氨氮原理

2.1 方法原理

在檸檬酸三鈉緩沖溶液中，樣品與水楊酸鈉和次氯酸鹽反應，再經加熱器37℃加熱，加熱后，生成藍色化合物在660nm波長下測定。硝普納作為催化劑，以增加顏色。

2.2 儀器工作原理

連續流動注射分析儀是標準溶液和樣品通過一個自動進樣器被蠕動泵吸出流過整個系統，同時泵還連續不斷的輸送方法所需的試劑，并吸入空氣將流體分割成片斷，在同樣條件下，每個片斷在混合圈中充分混合并發生反應。反應后，樣品進行比色測定和數據處理。其流程圖如下：

2.3 氨氮分析流程圖

3 實驗

3.1 主要儀器與試劑

AA3型連續流動分析儀（德國BRAN＋LUEBBE）

MT7分析模塊和660nm的濾光片

緩沖溶液：溶解40g檸檬酸鈉在600ml去離子水中，混合均勻加入1ml聚氧乙烯月桂醚溶液，稀釋至1L。

水楊酸鈉溶液：溶解40g水楊酸鈉在約600ml去離子水中，加入1g硝普納，稀釋至1L并混合均勻。

次氯酸鈉溶液：溶解20g氫氧化鈉和100ml次氯酸鈉在約600ml去離子水中，混合均勻并稀釋至1L。

氨氮標準溶液500mg/L：國家環境保護局標準樣品研究所

3.2 儀器的測試參數

進樣速率60個/小時，進樣與清洗時間比 41，平滑度：12

3.3 測定步驟

連接好管路，壓好泵盤，打開儀器電源開關，儀器自檢完畢后，放好試劑與樣品，激活分析方法，調出基線，再對標準曲線的最高濃度點進樣，用其反應生成的信息調節儀器的增益，運行所編好的程序（包括基線校正，標準曲線校正、漂移校正和樣品測定等），最后打印分析結果。

4 結果與討論

4.1 標準曲線

將氨氮標準溶液500mg/L稀釋至標準使用溶液10mg/L，再分別取標準使用液0，0.50，1.00，3.00，5.00，7.00，10.0ml于50ml比色管中，稀釋至標線。標準系列濃度為0，0.1，0.2，0.4，0.6，1.0，1.4，2.0 mg/L。對測定結果進行線性回歸取得標準曲線的相關系數為r=0.9991，所得曲線方程為 y=0.993x+0.0074

4.2 方法檢出限的測定

本文使用去離子水，重復測定10次，通過計算10次測定結果的標準偏差求得方法檢出限為0.003 mg/L。方法的檢出限較低。

4.3 準確度和精密度

對國家環境保護總站的不同標準樣品進行精密度與準確度實驗測定，結果見表1

由表1可以看出：樣品相對標準偏差均小于2%，平行性好，精密度高，準確度高。可見AA3連續流動分析儀測定氨氮具有較高的重現性和穩定性。

4.4 實際樣品的測定

取不同的地表水樣進行加標實驗，同時與經典的化學方法比較。結果見表2，

由表2可以看出：AA3連續流動分析儀測定地表水中的氨氮與經典的化學方法之間的差異在10%之內，回收率較高，可以作為測定地表水中的氨氮的方法之一。

5 結論

AA3連續流動注射儀適用于測定地表水中的氨氮，具有線性關系好，檢出限低，準確度好，精密度高，試劑消耗少的優點。此方法分析速度達60個/小時，在大批量環境樣品的分析過程中，具有明顯的優勢，大大提高了工作的時效性。

參考文獻：

[1]國家環境保護總局《 水和廢水監測分析方法 》編委會，《水和廢水監測分析方法》（第四版）(M)，北京：中國環境科學出版社，2002。

[2]徐淑坤，方肇倫，流動注射分析(M)，北京：北京大學出版社.1991