導語：如何才能寫好一篇處理污水氨氮的方法，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。

篇1

關鍵詞：沸石 污水處理 氨氯

氨氮對人體和水體具有一定的危害,水質指標中氨氮是引起水體富營養化和環境污染的一種重要污染物。去除污水中氨氮的方法有生物硝化法、氣體吹脫法和離子交換法”等．生物法無污染，耗能低，但其轉換作用緩慢，去除難于徹底；氣體吹脫法工藝簡單，投資少，但易造成二次污染；而離子交換法卻沒有以上不足，且反應過程穩定、易控，吸附劑可再生利用，處理成本較低，特別是使用沸石作為吸附劑時．沸石具有穩定的硅氧四面體結構、大小均一的寬闊空間和連通孔道，能夠吸附大量的氨氮，因此被認為是最有應用前景的去除氨氮吸附劑．。鑒于沸石有著良好的吸附與離子交換性能,而我國是世界上少數幾個富產沸石的國家之一,美、日等發達國家已將沸石應用在污水處理、特效干燥劑、土壤飼料改良劑等方面,而我們大部分停留在出賣原礦為主甚至干脆閑置不用。因此加強對沸石的開發和利用研究非常必要。

沸石脫氨氮技術是近年來引起人們重視的一種生物物化相結合實現污水脫氨氮的新技術，這一技術就是把沸石對銨根離子的選擇性吸附能力和生物硝化反硝化結合起來,加強生物脫氨氮系統的性能和效率

一、沸石對污水中氨氮的去除機理

沸石是具有四面體骨架結構的多孔性含水硅鋁酸鹽晶體,有良好的吸附及離子交換性能;同時沸石比表面積大,對微生物無毒害,易于附著微生物作為生物載體。生物沸石脫氨氮工藝中,一方面沸石用于生物載體富集硝化菌;另一方面沸石通過離子交換作用吸附水中的銨,還有很重要的一方面就是沸石表面生物膜中的硝化菌將吸附在沸石上的氨氮轉化為硝酸鹽,形成了一個自我吸收、自我消化的循環過程。通過生物方式不但能使沸石不斷得到再生,還能提高脫氨氮的硝化性能,利用微生物作用有效地去除氨氮。此時,沸石得以全部或者部分自我再生,可以繼續循環使用。生物沸石脫氨氮過程實質是化學吸附、離子交換和生物硝化三個過程。

沸石孔徑一般在0.4 nm左右，大于這個孔徑的分子和離子將不能進入，而NH4+的離子半徑為0.286 nm，很容易進入沸石晶穴內部進行離子交換，沸石對氨氮具有很強的選擇性吸附能力，其交換能力遠大于活性炭和離子交換樹脂。利用沸石的離子交換吸附能力去除污水中的氨氮包括：吸附階段和沸石再生階段，沸石再生可分為化學再生法和生物再生法。

化學再生法：用堿或鹽溶液（NaOH、NaCl）處理吸附飽和的沸石，以溶液中的Na+或Ca2+交換沸石上的NH4+，使沸石恢復對氨的交換容量。

生物再生法：應用沸石作為微生物載體，使硝化細菌附于其表面生長，這樣由于硝化細菌的作用，水相中氨氮濃度逐漸降低，促使交換平衡發生逆轉，已被交換吸附在沸石上的NH4+被水中其他陽離子交換下來，被硝化細菌利用。這樣沸石的離子交換容量得到了恢復。

沸石再生最常用的方法是化學法，但用該法再生沸石成本太高，且再生系統復雜。因此，目前沸石的生物再生成為研究熱點。

二、利用天然沸石去除水中的氨氮

游少鴻[1]等通過實驗研究天然沸石對氨氮的吸附作用及其影響因素。結果表明,沸石對氨氮的吸附過程遵循準二級動力學模型;在吸附反應初始階段(0~180min),沸石對氨氮的吸附速率較大,吸附質量比上升很快;隨著吸附反應的不斷進行,吸附速率降低,吸附質量比上升幅度較小,在6h后吸附基本達到平衡,吸附質量比保持在230mg/kg左右。30℃、40℃和50℃條件下,天然沸石對氨氮的等溫吸附可用Langmuir等溫模型擬合,相關系數均達到極顯著相關,計算得到的最大吸附質量比由263.16mg/kg增高到370.37mg/kg。隨著天然沸石粒徑與投加量的減小,沸石對氨氮的吸附質量比顯著增加;在pH值為4~8的范圍內,沸石的氨氮去除效果變化不大,當pH為中性時,去除效果最好。

陳彬[2]等研究了天然沸石對氨氮的吸附性能,實驗結果表明:天然沸石在去離子水、自來水和生活污水中,對氨氮的吸附符合Langmuir和Freundlish吸附等溫方程,天然沸石吸附氨氮的焓變為-16.21 kJ/mol,溫度對于天然沸石吸附氨氮的影響不大,天然沸石吸附氨氮同時受液膜擴散和顆粒內擴散的影響,在高初始氨氮濃度的情況下,顆粒內擴散是吸附的主要控制因素,在共存陽離子濃度為50 mg/L的條件下,共存陽離子對吸附過程的影響不大,相應的影響順序為:K+>Ca2+>Na+>Mg2+。

張曦[3]等研究了氨氮在天然沸石上的吸附過程，結果表明，天然沸石對氨氮的最大吸附量可達11.5m g/g；在共存陽離子K+作用下,沸石吸附量降低50%以上；王利平[4]等用天然沸石吸附法處理稀土氨氮污水，結果表明，實驗條件下天然沸石氨氮去除率為50%。意大利的Passaglia Ello和GualtieriAlessandrodga[5]研究用天然沸石巖去除污水中的氨氮效果明顯，除此而外，將處理完污水的富含氨氮的沸石巖用于改良農業土壤，種植西紅柿(用量3kg/m2)可增產16%；用于溫室中改良泥炭種植天竺葵，在不施肥的情況下效果也很明顯。

三、改性沸石去除水中的氨氮

由于天然沸石所含雜質成分比較復雜，孔道常被Na+、Mg2+、H2O等阻塞，并且相互連通的程度也較差，因此，天然沸石的吸附能力往往達不到要求。為了充分發揮其吸附性及離子交換性，需要將天然沸石改性或改型活化。

1.改性方法及去除氨氮效果方面的進展

沸石改性的途徑主要有：①高溫焙燒。焙燒可清除沸石孔穴和孔道的水和有機物等，使孔道更暢通，有助于離子擴散；②酸、堿或鹽處理。酸處理可溶解沸石孔穴和孔道的SiO2、Fe2O3和有機物質等雜質，使孔穴和孔道得到疏通；以半徑小的H+置換半徑大的陽離子，如Ca2+、Na+等，使孔道的有效空間拓寬，增加吸附活性中心等。酸處理常用的藥劑有鹽酸和硫酸；堿處理通常采用氫氧化鈉；鹽處理通常采用氯化鈉、氯化鉀、氯化銨等[6-7]。

江樂勇[8]等采用吸附法去除水中的氨氮，對天然吸附劑沸石進行鹽熱改性處理。結果表明，經過鹽熱改性后的沸石脫氮能力提高了37.12%，其最佳的改性條件：質量濃度百分數2.0%的NaCl浸漬2 h，焙燒溫度500℃，焙燒時間0.5 h。

李曄[9]分別采用加熱、酸、堿和鹽對天然沸石進行改性，結果發現經硫酸和鹽酸改性的沸石去除氨氮效果不明顯；用濃度不超過2mo1/L的氫氧化鈉改性沸石后氨氮去除率由70%提高到80%以上；而用NaCl溶液在恒溫70~75℃下水浴加熱3h改性沸石，能明顯提高氨氮去除率，改性效果優于加熱和堿處理。袁俊生[10]等利用經20%NaCl溶液活化的20~40目斜發沸石處理氨氮污水，在污水濃度pH值=5的條件下，沸石對銨的平均全交換容量為12.96mg/g，且交換容量隨pH值的增大而降低；循環試驗顯示，污水氨氮去除率達91.3%，達到國家排放標準。馮靈芝[11]等用酸浸泡、堿浸泡、鹽浸泡，以及酸預浸泡后鹽浸泡以改性沸石，表明：6%~10%濃度的NaCl溶液改性效果明顯，改性沸石的氨氮去除率達95.3%；酸浸改性沸石對氨氮的去除效果明顯優于堿浸改性沸石，但酸液預浸泡不能改善沸石對氨氮的吸附性能，且在2h的浸泡時間下，隨酸溶液濃度升高，改性沸石的氨氮吸附效果降低。董秉直[12]研究腐殖酸對改性沸石去除氨氮效果的影響，結果表明：濃度為1mol/L的鹽酸浸泡200目的天然沸石12h，經過氯化鈉溶液內浸泡24h，最后在105℃下烘干制成的改性沸石其氨氮去除效果很好，且大分子腐殖酸含量越高，對氨氮的去除影響也越大。吳奇[13]系統研究了不同改性方法對沸石去除氨氮效果的影響。結果表明：采用質量分數為7%的NaCl溶液改性的沸石最適合于處理氨氮污水，去除效率較未改性沸石提高約20%；堿熱熔―堿水熱法改性沸石和熱活化沸石均不適于去除氨氮污水。

李曄[14]等研究了多孔改性沸石球形顆粒的高溫燒成制備方法:按照m(改性沸石)∶m(優質煤粉)∶m(可溶性淀粉)配比的原料加入一定量的水，攪拌后充分捏練，手工成球，90~100℃烘干2h，再放入高溫電阻爐中550℃燒成，結果表明：多孔改性沸石球對污水中氨氮的去除率達到80%以上，并且具有較高的強度，能夠滿足一般水質處理的應用要求。

2.吸附動力學及機理研究

常衛民等[15]對沸石的吸附性能進行了實驗研究，探討了沸石投加量、接觸時間、沉降時間等因素對其去除氨氮效果的影響。結果表明，在常溫下，pH值約為7時，去除水中氨氮的最佳處理條件為：攪拌20 min，靜置30~45min。含氨氮水樣濃度為10mg/L時，按氨氮：沸石量比為1：1000投加沸石時，氨氮去除率達70％以上。

丁仕瓊[16]等研究了在不同改性條件下沸石對氨氮的去除效果，結果表明：0.3 mol/L的NaCl溶液在100℃下對沸石的改性效果最佳，氨氮去除率可達87.9%。

江[17]研究了鹽、酸和稀性天然沸石對NH4+吸附動力學。結果表明，改性對NH4+的吸附符合Freundlich方程。M.Sarioglu[18]研究了天然沸石和經過酸處理改性的沸石對氨氮的吸附動力學，實驗考察了不同的接觸時間、不同NH4+濃度、不同流速和不同pH值條件下的吸附量，并得到了吸附等溫曲線。楊勝科[19]等研究了改性沸石去除地下水中氨氮的機理，研究結果表明:改性沸石使受氨氮污染的水質被大幅度地改善，影響沸石去除氨氮的主要因素包括沸石與含氨氮溶液作用時間、沸石用量、溶液中氨氮濃度、沸石粒度和溶液溫度等，改性沸石去除氨氮的機理主要是由離子交換作用和吸附作用共同完成的，而以離子交換為主。趙丹[20]等的研究結果表明：采用飽和氯化鈉改性制備得到的粒徑為0.5~0.8mm的改性沸石對水中NH4+的吸附等溫線能較好地吻合朗格繆爾和Freundlich方程，改性沸石對NH4+的選擇性隨著pH值的升高而降低。

四、動態實驗及復合除氨氮研究進展

崔志廣[21]等將沸石作為生物濾池的填料，與混凝沉淀、超濾組合后用于處理微污染地表水，考察了其對污染物的去除效果。結果表明:該組合工藝對氨氮有較好的去除效果，出水氨氮在0.5 mg/L以下，去除率可達90%;對有機物也有較好的去除效果，出水CODMn在2 mg/L左右，去除率約為60%，出水水質達到了《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)的要求。該工藝對氨氮的去除主要由沸石生物濾池完成，而沸石生物濾池、凝沉淀及超濾均能去除CODMn，貢獻率分別為49.6%、30.9%、19.5%。

張敏[22]等采用有機玻璃交換柱，以固定床連續進水方式研究了沸石去除微污染水源中氨氮。實驗使用的沸石粒徑為0.8~1.5mm，密度為1800kg/m3，交換容量為15.4mg/g，水流速度為10m/h。結果表明，氨氮去除率隨進水濃度升高而上升，當進水濃度小于1mg/L時，沸石床層積累到一定NH3-N濃度時還可能會出現氨氮“反吐”現象。

劉玉亮[23]通過靜態、動態和再生試驗方法，對天然斜發沸石與粉末活性炭、顆粒活性炭和硅藻土四種離子交換劑對氨氮的交換效果進行了比較。結果表明：用天然斜發沸石處理低濃度的含氨污水比其他幾種離子交換劑具有明顯優勢。

李旭東[24]等對沸石蘆葦床去除農田回歸水和農村生活污水組成的混合污水中的氨氮進行了中試研究，結果表明，在0.6m/d的水力負荷下，系統對總氮、氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮的平均去除率冬季和春季分別為38.9%和58.2%，93.11%和78.84%，10.01%和48.99%，38.81%和98.45%。春季運行效果明顯好于冬季，在相同條件下，總氮、氨氮和硝酸鹽氮去除率比礫石蘆葦床分別高28%、67%和35%。沸石對氨氮的吸附、離子交換、微生物的硝化、反硝化作用是沸石蘆葦床系統去除氮的主要途徑。

饒俊[25]通過將改性沸石和活性炭配合使用，深度處理飲用水，進一步去除水中的有機污染物。采用1mol/L的NaCl溶液和粒度為0.9~1.25mm天然斜發沸石進行改性，改性沸石在有機玻璃柱的充填高度為425mm，反沖洗時間為30min，改性速度為0.3m/h，改性時間為12h。結果表明：改性沸石替代部分活性炭作為吸附劑深度處理飲用水是可行的，技術指標與單獨使用活性炭處理時相當，有的甚至優于活性炭。嚴子春[26]等利用沸石與活性炭的吸附性能有互補的特點，研究了沸石與活性炭(GAC)組合的新工藝。試驗結果表明，沸石對CODMn的去除率在10%左右，對濁度、氨氮、三氯甲烷的去除率分別在60%、95%和40%以上。沸石―活性炭組合工藝對水中苯酚、陰離子洗滌劑(LAS)和三氯甲烷的去除率分別在60%、89%、99%以上。

生物沸石脫氨氮技術是近年來引起人們重視的一種生物物化相結合實現污水脫氨氮的新技術，這一技術就是把沸石對銨根離子的選擇性吸附能力和生物硝化反硝化結合起來，加強生物脫氨氮系統的性能和效率。Wilderer等[27]對以沸石作為生物膜載體的SBR(序批式生物膜反應器)系統進行研究。在系統運行期間,通過在高峰負荷時期的吸附、離子換及吸收過程和在低峰負荷時期的生物代謝解吸過程，對沖擊負荷有一定的緩沖作用,可以實現出水穩定的達標排放。汪勝等[28]利用沸石容易吸附有極性的分子和細菌即對細菌的富集作用，研制一種生物沸石濾池，并將它應用于處理污染水源水中的氨氮、CODMn等污染物，中試結果表明，實驗條件下對氨氮、CODMn、濁度、鐵和錳的去除率分別為75.2%、31.8%、27.8%、31.6%、48.2%。

五、生物沸石脫氨氮技術展望

沸石是一種天然礦物,具有成本低、處理效果好的特點,在水污染處理中應用可以降低處理的成本;應用沸石的處理設備比較簡單.沸石用于去除氨氮、有機污染物質、金屬元素、射性物質、殺菌等都有明顯的效果,可以用于處理污水,是一種有發展前途的水處理材料.但是,目前對沸石改性處理還存在一些問題,影響了沸石的利用,應考慮復合的辦法活化達到更好的處理效果。

沸石的微孔結構適合微生物生長繁殖,因而可成為一種優良的微生物載體,將其應用到污水脫氮領域,不僅可以發揮其優良的吸附性能,而且能利用微生物作用有效地去除各種形態的氮,在這一過程中,沸石可以連續生物再生,長期循環使用,因此,生物沸石具有廣闊的發展和應用前景。

生物沸石脫氨氮技術是一種具有廣闊前景的應用技術,國內外對生物沸石的研究主要集中于處理城市污水廠二級出水、微污染水源水、村鎮生活污水等,處理后出水可以達到相關標準,而對出水氨氮濃度較高的化工污水等并沒有相關研究,因此,應該加強生物沸石脫氨氮技術在處理高濃度氨氮污水中的應用研究。

煉油催化劑生產過程中產生的污水氨氮濃度高,先后試驗了多種處理方法,但水中的氨氮很難達標。研究經濟合理的工藝去除催化劑生產污水中的氨氮是緊迫而實際的。沸石吸附可作為組合工藝予以試驗。

初步的研究結果表明,生物沸石脫氨氮技術具有很好的緩沖氨氮進水沖擊負荷的能力。了解生物沸石脫氨氮技術的國內外研究進展以及在其它行業污水中的應用,研究生物沸石在去除制革污水氨氮過程中的應用非常重要。

我國有豐富的沸石礦物資源，目前大多數用于濾料，在水處理領域的應用受到限制，建議學習國外先進技術并加強沸石在水處理領域的研究，包括沸石改性及基礎理論，以及復合方法去除水中氨氮的研究，同時加大對資源開發的資金投入，加速成果轉化，實現沸石資源的合理利用。

六、結語

沸石具有對氨氮有較好的離子交換吸附能力、微生物易附著等特性，且易開發、價格低廉、無毒副作用，在處理氨氮污水方面有較好的應用前景。國內外研究者對沸石在各種水處理工藝方面的應用進行了研究，得到了很多有價值的結果。沸石在減輕沖擊負荷、減少抑制因素對好氧或厭氧處理工藝的影響方面有明顯作用，并能提高系統整體處理效率；在其他工藝應用中均表現出對NH4+-N的較強的去除效率，并可通過生物膜硝化再生得到交換吸附能力的恢復。

目前沸石對氨氮污水的研究大多數都處于實驗室或中試研究水平，在實際工程中尚未有大規模應用。還可以在一些方面開展更深入的研究：應用沸石改良傳統處理工藝、優化工程設計及處理流程；應用統計分析研究多因素對沸石處理系統影響；應用分子生物學深入研究沸石工藝中的交換吸附和再生機理，優化工藝設計和運行方式等。

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篇2

關鍵詞：催化劑廢水；A/O；生物流化床；

中圖分類號：X703 文獻標識碼：A

1 前言

蘭州石化公司已建有污水處理設施，接納催化劑廠排放生產污水和煉油系統排出的含硫污水，處理規模650m3/h。該污水具有水量變化大、酸堿度高、懸浮物高、氨氮濃度高、C/N比值較低以及沖擊負荷高等特點，此廢水先采用格柵、均質、中和、調節、加藥混凝、初級沉淀池等工藝措施進行預處理后，再采用ABFT工藝進行生化法處理后達標排放。

由于原有的ABFT工藝中投加的生物填料磨損嚴重，處理效果難以保證；且生物載體開孔度不高，加之曝氣作用導致載體浮力過大，載體在上攔截網的擠壓下變形嚴重，甚至板結硬化，同時造成碳酸鹽、磷酸鹽、硅酸鹽在攔截網即載體表面結垢，微生物結膜，造成氣、水阻塞，處理效果下降。因此急需改進現有的生化工藝來滿足廢水的達標排放，本試驗將單純的生物膜法改為泥膜聯用，曝氣生物流化床工藝(ABFT)改為A/O生物流化床工藝來提高催化劑廢水的處理效果。

2 試驗

2.1試驗目的

本試驗通過采用A/O生物流化床工藝，來提高催化劑廢水氨氮和有機物的處理效果，并且達標排放。

2.2試驗水質

設計進水量30m3/h，生化階段進出水水質見表2-1。

表2-1生化池進出水水質單位：mg/L

項目 CODcr NH3-N SS

設計進水質 ≤300 mg/L ≤180mg/L ≤200mg/L

設計出水質 ≤60 mg/L ≤15mg/L ≤70mg/L

2.3試驗生物填料

本試驗選用硬質聚乙烯材質新型微生物膜載體填料，它采用科學配方將高分子材料進行改性，添加特定數量抗氧化劑和水溶性高分子材料制成特殊幾何結構的生物載體,使其具有巨大的表面積、易掛膜、負荷高、穩定性好、生物活性高、去除有機物及氨氮效果好等優點。

2.4試驗方法

表2.2 試驗方法

序號 項目 試驗方法

1 CODcr 重鉻酸鉀法

2 NH3-N 納氏試劑分光光度法

3 試驗分析

3.1填料掛膜及調試階段

針對本試驗的特點，污泥培養可采用連續培養馴化的方法。接種污泥擬取蘭州石化公司煉油污水處理部含硫催化劑廢水處理工藝現有ABFT池1和8廊道沉淀池污泥。

3.1.1填料掛膜

由于采用的是原有催化劑廢水處理工藝A1、A8廊道回流污泥，因此污泥的培養時間很短。當沉淀池的出水較清澈，且氧化池進出水CODcr去除率＞60％時，可認為生物膜的培養基本結束。當污泥培養成功之后，即可進行污泥馴化階段。采用逐級增大催化劑廢水處理量的方式。觀察出水水質情況，若沉淀池的出水較清澈，加大提升泵出水水量，重復以上步驟，直至達到滿負荷，當處理水量達到滿負荷，水質亦能達標時，馴化階段結束。進入試運行階段。

3.1.2填料掛膜前后對比

硬質聚乙烯材質新型微生物膜載體填料掛膜10天后填料表面的變化情況如下圖3.1和3.2所示。

圖3.1 填料掛膜前 圖3.2 填料掛膜后

由上圖我們可以清楚看到硬質聚乙烯材質新型微生物膜載體填料掛膜前后填料表面明顯的變化，與掛膜前相比，填料表面附著不同程度的微生物，由此可以說明，掛膜效果較好。

3.1.3掛膜調試階段運行效果分析

1）掛膜調試階段氨氮處理效果分析如下圖3.3所示：

圖3.3 填料掛膜階段氨氮處理效果

由上圖可以看到，在填料掛膜調試階段，在逐漸增加進水量的情況下，出水氨氮濃度都在1mg/L左右，達到國家《污水綜合排放標準》一級排放標準，說明硬質聚乙烯材質新型微生物膜載體填料掛膜效果較佳。

2）掛膜調試階段CODcr處理效果分析如下圖3.4所示：

圖3.4 填料掛膜階段CODcr處理效果

由上圖可以看到，在填料掛膜調試階段，進水量在不斷的增加，而出水CODcr都在60-70mg/L之間波動，出水達到國家《污水綜合排放標準》二級排放標準，由于是在掛膜階段，所以出水CODcr較不穩定。

3.2穩定運行階段

3.2.1穩定運行階段氨氮處理效果分析

穩定運行階段氨氮處理效果分析如下圖3.5所示：

圖3.5 穩定運行階段氨氮處理效果

由上圖可以看到，當進水量控制在設計值30m3/h，且在水質較穩定的情況下，出水氨氮濃度基本都保持在1mg/L左右，出水達到國家《污水綜合排放標準》一級排放標準。由于廢水中的氮主要為氨氮，在亞硝化及硝化菌的作用下，氨氮進一步分解氧化為亞硝酸及硝酸鹽氮，氨氮得以去除。

3.2.2穩定運行階段CODcr處理效果分析

穩定運行階段CODcr處理效果分析如下圖3.6所示：

圖3.6 穩定運行階段CODcr處理效果

由上圖可知，在進水量恒定的情況下，水質有不同程度的波動，但是出水CODcr基本保持在50mg/L左右，出水CODcr達到國家《污水綜合排放標準》一級排放標準。比填料掛膜調試階段，出水CODcr有所降低，處理效果明顯，說明該裝置對催化劑廢水有機物的去除效果較好。

3.3大流量運行下處理效果分析

3.3.1大流量運行下氨氮處理效果分析

大流量運行下氨氮處理效果分析如下圖3.7所示：

圖3.7 大流量運行下氨氮處理效果

該裝置處理水量控制在40m3/h時，其出水氨氮濃度在5mg/L以下。在7月18號這日，由于進水氨氮突然升高，導致裝置受到沖擊，但是由圖可以看到，裝置在運行一天后就恢復了原有的處理能力，說明A/O生物流化床工藝抗氨氮沖擊負荷能力較強。

3.2.2 大流量運行下CODcr處理效果分析

大流量運行下CODcr處理效果分析如下圖3.7所示：

圖3.8 大流量運行下CODcr處理效果

在達到設計進水量為30m3/h要求的前提下，對裝置進行流量沖擊負荷試驗發現，裝置受到沖擊負荷后，其出水CODcr在60mg/L左右浮動，說明A/O生物流化床工藝抗有機物沖擊負荷能力較強。

4 結論

1）在填料掛膜調試階段，出水氨氮和CODcr均達到國家《污水綜合排放標準》一級排放標準，說明硬質聚乙烯材質新型微生物膜載體填料掛膜效果較佳。

篇3

關鍵詞：膜法處理；高濃度；氨氮廢水；聚丙烯中空纖維膜；

中圖分類號：U664.9+2 文獻標識碼：A 文章編號：

引言

水中氨氮主要來源于生活污水中含氮有機物受微生物作用的分解產物，焦化、合成氨等工業廢水，以及農田排水等。生活污水中平均含氮量每人每年可達2.5kg~4.5kg，雨水徑流以及農用化肥的流失也是氮的重要來源。另外，氨氮還來自鋼鐵、石化、焦化、合成氨、發電、水泥等化工廠向環境中排放工業廢水、含氨的氣體、粉塵和煙霧；隨著人民生活水平的不斷提高，私家車也越來越多，大量的自用轎車和各種型號的貨車等交通工具也向環境空氣排放一定量含氨的汽車尾氣。這些氣體中的氨溶于水中，形成氨氮。目前國內外普遍采用物化法、化學法和生物法，這些方法雖各有特點，但也有一定的局限性，或是不同程度的存在著設備投資大，能耗多，運行費用高，或是廢水中的氨氮不能回收利用，排放到空氣中造成大氣污染等問題，國內多采用物化法和生化法，國外以化學法和生物法為主。本文簡單的論述了膜分離技術在高濃度氨氮廢水中的應用。膜分離技術是20世紀中期發展起來的新型分離技術，和傳統的分離技術相比，其具有設備簡單、操作方便、分離效率高、溫度低、能耗低、環境友好等特點，被廣泛應用于化工、環保、電子、輕工、紡織、石油、食品、醫藥、生物工程、能源工程等領域，已經成為不可替代的單元操作之一。

1、高氨氮廢水的特性及危害

1.1 氨氮的特性

水體中的氮元素主要以硝酸氮、亞硝酸氮、氨氮(包括分子態氨和離子態NH4+)和氮氣。氨氮在水環境中將參與分解轉化環節，如圖1。

1.2 氨氮的危害

氮在自然環境中會進行氨的硝化過程，即有機物的生物分解轉化環節，氨化作用將復雜有機物轉換為氨氮，速度較快；硝化作用是在亞硝化菌、硝化菌作用下，在好氧條件下，將氨氮氧化成硝酸鹽和亞硝酸鹽；反硝化作用是在外界提供有機碳源情況下，由反硝化菌把硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮氣。氨氮在水體中硝化作用的產物硝酸鹽和亞硝酸鹽對飲用水有很大危害。硝酸鹽和亞硝酸鹽濃度高的飲用水可能對人體造成兩種健康危害，長期飲用對身體極為不利，即誘發高鐵血紅蛋白癥和產生致癌的亞硝胺。硝酸鹽在胃腸道細菌作用下，可還原成亞硝酸鹽，亞硝酸鹽可與血紅蛋白結合形成高鐵血紅蛋白，造成缺氧。而水體中的分子氨可經過滲透作用進入生物體內，將血紅蛋白中的Fe2+氧化成Fe3+，從而降低血液的載氧能力。其次，氨還能影響水生動物的神經系統與肝腎系統，水生動物的肝腎系統遭受破壞，引起體表及內臟充血、肌肉增生及出現腫瘤，嚴重的發生肝昏迷以致死亡[1]。

1.1 膜分離技術的特點和發展

膜分離技術是指借助膜的選擇滲透作用，在外界能量或化學位差的推動作用下對混合物中溶質和溶劑進行分離、分級、提純和濃縮。與蒸餾、分餾、沉淀、萃取、吸附等傳統的分離方法相比，該技術具有如下特點：(1)膜分離過程未發生相變，因而它是一種能耗低的技術。(2)膜分離過程是在常溫下：進行分離，適合于熱敏感物質，如酶、果汁等。(3)該技術分離范圍廣，對無機物、有機物及生物制品都可適用，從微粒級到離子級都適用。(4)膜分離技術是以壓力差作為驅動力，該技術所用裝置簡單，操作方便。

2、用膜處理高濃度氨氮廢水方法

2.1 以氨水形式回收氨氦的廢水處理技術

去除氨氮的同時可獲得濃氨水的氨氮回收技術，不僅可經濟有效地分離與回收氨氮，而且能使處理后廢水達標排放。楊曉奕[2]等人通過電滲析法處理高濃度氨氮廢水，氨氮濃度2000-3000mg/L，氨氮去除率可達到87.5%，同時可獲得89%的濃氨水；電滲析法處理氨氮廢水的原理是，電滲析器由極板、離子交換膜和隔板組成。當含氨氮廢水通入時，在直流電場作用下，產生NH4+和OH-的定位遷移。離子遷移結果使廢水得到凈化，氨水得到濃縮。此法工藝流程簡單、處理廢水不受pH與溫度的限制、操作簡便、投資省、回收率高、不消耗藥劑、運行過程中消耗的電量與廢水中氨氮濃度成正比。以氨水形式回收氨氮的污水處理技術，可使氨氮得到充分的回收利用，發揮良好的經濟效益。

采用離子膜電解法對高濃度氨氮廢水進行脫氨預處理是可行性的，其處理原理是：離子膜電解技術在直流電場作用下，以電位差為推動力，利用離子交換膜的選擇透過性，有選擇地使部分離子通過離子交換膜，進而與原溶液分離。張梅玲等人[3]將一定量氨氮廢水過濾澄清作為陽極區電解液，NaOH溶液作為陰極區支持電解質，在直流電場作用下，NH4+、H+等能通過陽離子交換膜，由陽室向陰室遷移，與陰室的OH-結合，分別生成NH3•H2O和水；同時，在兩個電極上發生電化學反應，陽極生成H+以補充陽室遷移出去的陽離子，陰極生成OH-以補充陰室由于與陽室遷移來的NH4+等結合所消耗的OH-。對于氨氮濃度高達7500mg/L的廢水，在4V、11L/h、60℃的操作條件下，電解1.5h平均去除率可穩定在58.1%左右，3h去除率接近63.8%，脫除的氨氮可以以濃氨水形式回收，降低處理成本，實現了廢物資源化利用。

2.2 將氨氮制成硫酸銨回收利用的廢水治理技術

將氨氮制成硫酸銨回收利用的廢水治理技術，是向富含氨氮的廢水中加入堿液，使廢水中的氨以游離態的氨存在，然后采用硫酸吸收氨，以(NH4)2S04的形式回收氨氮。采用空氣吹脫加硫酸吸收的閉氣氨氮汽提系統是將廢水中的氨氮去除，并將氨氮制成硫酸銨回收利用的廢水治理技術[4]。此法不但有效地治理了高氨氮廢水，還將氨氮回收利用。硫酸吸收系統主要由汽提塔、洗滌塔、風機及相關附屬設備組成。其工作原理是：向富含氨氮的廢水中加入堿液將廢水pH值調為12，加熱到一定的溫度后，NH4+由廢水中釋放出來，與廢水一起由汽提塔頂進入塔內，可循環使用的凈化空氣由風機推動從汽提塔下部進入塔內，在汽提塔內形成逆向對流，氣、液相在塔內填料層發生傳質，廢水中的氨氮被從塔底進入的凈化空氣所吹脫，并隨空氣攜帶著從汽提塔頂排出，進入洗滌塔，使到達汽提塔塔底的廢水中氨氮含量大為減少，達到污水排放條件。廢水中氨氮濃度為5000～8500mg/L，用閉式硫酸吸收法處理后，廢水中氨氮脫出率約為99％，排入水溝與不含氨氮的污水混合，進一步降低污水中的氨氮含量，送往污水處理廠進一步處理，有效地解決了原污水排放不合格的問題，極大地緩解了污水處理場的壓力。閉式硫酸吸收法處理技術的使用，也減少了氨氣的外泄，改善了現場環境，同時得到硫酸銨溶液可回用利用。

聚丙烯(PP)中空纖維膜法處理高濃度氨氮廢水，也可將氨氮制成硫酸銨同收利用[5]。疏水微孔膜把含氨氮廢水和H2S04。吸收液分隔于膜兩側，通過調節pH值，使廢水中離子態的NH4+轉變為分子態的揮發性NH3。聚丙烯塑料在拉絲過程中，將抽出的中空纖維膜拉出許多小孔，氣體可以從孔中溢出，而水不能通過。當廢水從中空膜內側通過時，氨分子從膜壁中透出，被壁外的稀H2S04吸收，而廢水中的氨氮得以去除，同時氨以(NH4)2S04的形式回收。聚丙烯中空纖維膜法脫氨技術先進，二級脫除率>99.4％，適用于處理高濃度氨氮廢水，處理后廢水能夠達標排放。采用酸吸收的方法，可以(NH4)2S04的形式回收氨氮，且不產生二次污染。膜法脫氨工藝設備簡單，能耗低，占地面積小，操作方便。

結束語

綜上所述，膜分離技術是20世紀中期發展起來的一項新型分離技術。和傳統的分離技術相比，其具有設備簡單、操作方便、分離效率高、溫度低、能耗低、環境友好等特點，在氨氮廢水的處理方面有著廣泛應用，這將對傳統工業的快速發展起到十分重要的推動作用。

參考文獻

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篇4

關鍵詞：水芹（Oenanthe javanica）；生活污水；低溫；氨氮；正磷酸鹽；去除效果

中圖分類號：X799.1；S912 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）01-0043-03

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.01.013

近年來，隨著中國經濟社會的快速發展，水體富營養化危害日益嚴重。通常采用物理法、化學法和生物調控法進行富營養水體的治理。由于化學和物理調控方法成本較高，效用時間短，對生態環境本身具有潛在的威脅[1]，生物調控方法受到越來越多的關注和重視。水生高等植物可有效去除污染水體中的氮、磷等營養元素，從而達到凈化水體的目的[2]。近年來，一些科研工作者在利用水培植物的吸收作用來凈化污水等研究方面取得了諸多成果，證明水生植物在最終修復水生生態系統方面具有很高的實踐意義[3]。

水芹（Oenanthe javanica）為傘形花科水生植物，別名楚葵、藥芹菜、蜀芹、紫堇，是中國傳統水生蔬菜中的重要種類[4]。水芹性喜涼爽，忌炎熱干旱，25 ℃以下母莖開始萌芽生長，15～20 ℃生長最快，5 ℃以下停止生長，能耐-10 ℃低溫。水芹為《本草綱目》收錄品種，并作為貴州苗族、仡佬族的藥用材料，具有清熱解毒和利水的功能，常用于治療水腫、黃疸等疾病[5]。研究表明，水芹不僅具有降血壓、降血糖和抗糖尿病、抗肝炎的藥用效果，還具有明顯的減肥功能和防腸癌、防肺癌、防便秘等功能[6]。水芹的傳統消費主要以嫩莖和葉柄為食用器官[7]。水芹葉片具有較高的營養保健價值，可在日常飲食消費中推廣食用[8]。近年來國內市場水芹消費量呈逐年上升的趨勢，北方城市也開始大量消費[9]，具有較為廣闊的發展前景。

目前，對水芹凈化作用的研究較多。周元清等[10]研究表明，在污水氮素去除中，水芹吸收的貢獻率最高為76.7%，是去除污水氮素的重要途徑；徐曉鋒等[11]研究表明，水芹對污水中總磷的去除率高達95.7%，其吸收作用是主要的去磷機制；另外，有研究[12]表明，不同留茬高度、不同栽種面積的水芹對氮、磷的去除效果不同。由于水芹具有相對較好的低溫耐受力，因此其作為水生蔬菜或者水體凈化植物都有較好的經濟價值和生態價值。對于低溫環境下水芹對氨氮、正磷酸鹽等營養鹽的利用研究還未見報告，因此本試驗通過在冬季低溫下定量測定污水中氨氮和正磷酸鹽的含量，探討水芹對生活污水中氮、磷的吸收去除效果，旨在為冬季富營養化水體處理、水生生態修復和水生植物栽培提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

試驗用水：供試水體采自貴州省銅仁市民族風情園內東面水溝（27°45′20″N，109°12′03″E），主要為酒店及家庭生活污水。

試驗水芹選擇：水芹采自銅仁市民族風情園水溝內，用清水洗凈后在自然曝氣自來水中進行適應性培養，培養時間為6 d，除去黃葉和腐根，選取株高9～12 cm、質量（2.0±0.5） g、發育健壯的植株作為試驗材料。

1.2 方法

1.2.1 試驗裝置 試驗采用人工模擬的室內試驗，在銅仁學院生化系人體解剖實驗室內進行。試驗共設置總容積為7 L的塑料培養箱12個，其長、寬、高分別為34.0、24.5、18.5 cm，所有試驗裝置置于室內，光照采用實驗室窗戶射入的自然光，選用塑料泡沫作為定植板，均勻打孔待用。

1.2.2 試驗方法 試驗設置3種不同濃度污水，分別為A、B、C 3組，其濃度配比見表1。每組均設置4個重復，其中無水芹對照培養箱1個，有水芹平行試驗培養箱3個。向所有試驗裝置中加入5 L各濃度試驗污水，并用記號筆做上標記，先將試驗水體靜置1 d使試驗系統初始狀態基本一致，用去離子水補充蒸發的水量后測定各試驗裝置內水體的初始水質指標濃度。選取經適應性培養后的水芹植株并進行清洗和消毒，用吸水紙吸去根部水分之后進行初始鮮重測量，以每箱（26±1）g的水芹定植于塑料泡沫板上，水芹根部沒入污水中。試驗時間為2013年12月31至2014年1月6日，試驗期間采用自然光照，無調溫裝置，用去離子水補充蒸發的水量，水溫在9～13 ℃，氣溫在9～16 ℃。試驗開始后每天早上9：00對試驗水體進行一次采樣，測定其水質。

2 結果與分析

2.1 水芹在3組污水中的生長情況

將正常生長、健壯均勻的水芹植株在3組污水中進行培養，試驗結束后水芹植株全部存活且均能正常生長，在培養0 d和6 d時測量各組水芹鮮重，結果見表2。由表2可知， B組水芹生長速率最快，培養6 d時鮮重為33.97 g，比初始鮮重增重7.93 g，增長率為30.45%。

2.2 水芹對3組污水中氨氮的去除效果

由圖1可知，水芹對各處理組的氨氮吸附效果明顯，隨著時間的推移各處理組與其對照相比均呈現明顯下降的趨勢。

3組水體中氨氮去除率見表3，其中水芹對B組水體中氨氮的去除率最高，為59.34%。

2.3 水芹對3組污水中正磷酸鹽的去除效果

由圖2可知，水芹對各處理組的正磷酸鹽吸附效果與氨氮趨勢一致，吸附效果明顯，隨著時間的延長各處理組與其對照相比均呈現明顯下降的趨勢。

水芹對3組污水水體中正磷酸鹽的去除率見表4。由表4可知，水芹對A組水體中正磷酸鹽的去除率最高，達44.42%。

3 討論

在9～12 ℃冬季低溫下，水芹在生活污水中均能存活并正常生長，水芹在不同濃度污水中對氨氮和正磷酸鹽的最高去除率分別達到59.34%和44.42%，能有效去除污水中氨氮和正磷酸鹽的含量，表現出很好的耐污性，對生活污水有一定的凈化能力。

3.1 水芹對氨氮的去除效果

氨氮是以游離氨態氮或銨鹽態氮形式廣泛存在于地下水和地表水中，水體中氨氮的含量是評判水體污染程度的重要監測指標，其來源主要是生活污水中含氮的有機物受微生物的分解作用而生成。水體中氨氮去除的主要途徑為植物的吸收和微生物的脫氮作用[15]。本試驗中3組濃度污水中對照組氨氮含量趨于不變，說明對照組生活污水中微生物對氨氮的作用效果不明顯，與曾愛平等[16]試驗時空白組氨氮含量在前期時變化不大的試驗結果相一致。試驗組氨氮含量與對照相比明顯下降，這是由于水芹植株生長時對營養的大量需求，導致氨氮被快速吸收利用。試驗中水芹對B組污水的氨氮去除率最高，而余世金等[17]試驗時則表現出試驗組氨氮去除率隨污水濃度增加而增大，形成這種差異的原因可能是除了有水芹的吸收作用外，還有一部分微生物參與到氮素循環之中。水芹改變了水體環境如溫度、溶氧量、pH等，同時改變了微生物的生長狀態。水芹根部為微生物提供附著場所，水芹根系分布密度、多少影響了水體中微生物的生長繁殖及活性。

3.2 水芹對正磷酸鹽的去除效果

廢水中的磷包括有機磷和無機磷，無機磷可分為正磷酸鹽和縮合磷酸鹽兩大類，其中正磷酸鹽也稱活性磷酸鹽，通常磷呈正磷酸鹽的形式被植物吸收[18]，植物根系吸收正磷酸鹽來進行自身組織合成和生長。在本次試驗中，對照組正磷酸鹽的含量趨于不變，而試驗組的含量均有明顯下降，且濃度越高去除率越高，與黃田等[19]的試驗結果相一致。水芹根部呼吸作用需要大量的磷，水芹通過根系不斷吸收正磷酸鹽，水體濃度越高，其去除率越高，綜合推斷水體中正磷酸鹽含量下降的主要原因是水芹的吸收作用。

此次試驗中，水體中微生物的數量、活性未能被有效地測定，水芹吸收和微生物作用對去除氮、磷的貢獻率，水芹的生長發育、生理指標、具體吸收作用機理和過程以及微生物的作用還有待進一步試驗研究。

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篇5

關鍵詞：氨氮含量較低污水；厭氧氨氧化；影響因素

當前，我國城市污水中C/N比值普遍偏低，再加上我國污水排放標準逐漸提高，傳統脫氮工藝難以實現污水總氮、氨氮達標。厭氧氨氧化作為新型生物脫氮技術，能夠分別以污水中的氨、亞硝酸鹽作為電子供體、受體，并在厭氧狀態下將污水中的氮除去。和傳統脫氮工藝相比較，厭氧氨氧化不但不需要外加碳源，能夠節約50%堿消耗量、62.5%供氧量，且短程硝化的產泥量約為傳統脫氮工藝的15%。但是，厭氧氨氧化也存在著厭氧氨氧化工藝細菌生長速度相對緩慢，污水中氨氮含量高，脫氮需于無單質氧狀態下進行等缺點[1]。為拓展厭氧氨氧化的應用范圍，將其應用于氨氮含量較低的污水之中，我單位展開影響氨氮含量較低污水厭氧氨氧化的因素研究，現總結報告如下。

1 材料與方法

1.1 裝置

實驗裝置使用有機玻璃制造的下向流生物膜濾池，高2m，內徑7cm，填料為粒徑2.5-5mm的頁巖顆粒，填料高度1.6m。

1.2 試驗原水

實驗選擇我單位所在地污水處理廠沉池出水，其中TOC：9.02-12.21mg/L，COD25.23-44.67mg/L，NH3-N：14.89-40.12mg/L，pH值：7.39-7.84，水溫：25-28℃。

1.3 細菌培養

接種污泥選擇主要含硝化細菌的污泥，為達到厭氧氨氧化工藝要求，實驗進程中需在原水中加入亞硝酸鹽。進水中NH3-N：NO2-N=1：1.3，濾速：2.49m/h。培養2-3個月，當原水中NH3-N維持40.12mg/L，濾池NH3-N穩定去除率≥98%，培養結束。

1.4 分析指標

分析COD、TOC、IC、NH3-N、PH值、NO2--N、溫度等指標。

2 結果及分析

2.1 NO2--N對厭氧氨氮氧化的影響

隨著進水中 NO2--N濃度的不斷增加，去除氨氮的速率也逐漸增加，當 NO2--N達到120.43mg/L時，去除氨氮的速率也達到最大值3.30mg/L?min，當去除氨氮的速率達到最大值后，若繼續增加進水中NO2--N的濃度，去除氨氮的速率卻不增反降，但是去除氨氮的速率仍然比NO2--N濃度為61.23mg/L時去除氨氮的速率高。這充分說明NO2--N的濃度對厭氧氨氮氧化需控制在一定濃度范圍內，濃度越高，厭氧氨氮氧化速率就越快，當達到峰值后，濃度越高反而會抑制厭氧氨氮氧化速率的特點。究其原因主要為，在未達到峰值前，隨著NO2--N濃度的逐漸升高，參與厭氧氨氮氧化的細菌活性逐漸增加，當達到峰值后，盡管參與厭氧氨氮氧化的細菌活性被抑制，但其活性并沒有完全喪失，反而維持在較高的水平。

2.2 碳對厭氧氨氮氧化的影響

2.2.1 無機碳對厭氧氨氮氧化的影響

隨著進水中無機碳濃度的不斷增加，去除氨氮的速率也逐漸增加，當無機碳達到56.03mg/L時，去除氨氮的速率也達到最大值5.01mg/L?min，當去除氨氮的速率達到最大值后，若繼續增加進水中無機碳的濃度，去除氨氮的速率卻呈現出逐漸下降的趨勢。在一定濃度范圍內，適當增加無機碳的濃度能夠促進厭氧氨氮氧化的進行，當反應速率達到峰值后再增加無機碳的濃度，其反應速率將隨著無機碳濃度的增加而逐漸下降。其原因主要為，當無機碳的濃度在一定范圍內，厭氧型氨氮氧化細菌將大量繁殖，進而促進反應的快速進行。當無機碳的濃度超過一定范圍，異養型反硝化細菌將大量繁殖，并爭奪厭氧型氨氮氧化細菌生長繁殖的基質，從而導致厭氧氨氮氧化速率下降[2]。

2.2.2 有機碳對厭氧氨氮氧化的影響

在保證進水中氨氮濃度不變的情況下，當進水中有機碳的濃度越高，去除氨氮的速率卻逐漸下降。有機碳的濃度對于厭氧氨氮氧化反應具有抑制作用。究其原因，主要包括兩個方面：（1）厭氧氨氧化細菌為化能自養型專性厭氧菌，在有機碳存在條件下時，反應容器內異養菌的繁殖速度遠大于厭氧氨氧化細菌，異養菌占有的基質就越多，從而對厭氧氨氧化細菌的繁殖形成抑制作用，并且有機碳濃度越高，異養菌的繁殖速度越大，厭氧氨氧化數量就越少，厭氧氨氧化效率就越低。（2）大量繁殖的異養菌對NO2--N產生競爭性爭奪，導致厭氧氨氧化細菌能夠利用的NO2--N顯著減少，致使厭氧氨氧化速率降低。本研究還發現，在較高無機碳濃度條件下，厭氧氨氧化細菌在較短時間內的生長繁殖盡管被抑制，但生長繁殖仍然可以進行，但當較高無機碳濃度持續時間在14d以上，厭氧氨氧化細菌的生長繁殖能力則會完全喪失，即使無機碳濃度降低，厭氧氨氧化細菌的生長繁殖能力也無法恢復[3]。

2.3 溫度對厭氧氨氮氧化的影響

在維持進水NH3-N不變的條件下，在15.00-28.00℃溫度范圍內，隨著溫度的逐漸升高，去除氨氮的速率也逐漸增大，此外，在進水的溫度發生變化時，反應濾池內氨氮容積負荷率也隨著水溫的變化而變化，水溫逐漸升高，容積負荷率也隨之逐漸升高，反之，水溫逐漸降低，容積負荷率也隨之逐漸降低。這充分說明，在一定溫度范圍內，厭氧氨氧化細菌對于溫度的變化非常敏感，溫度升高，厭氧氨氧化細菌活性增加，溫度降低，厭氧氨氧化細菌活性降低，可見，低溫環境對于厭氧氨氧化反應具有抑制作用。鄭平等學者研究發現，厭氧氨氧化細菌活性較高的溫度范圍為30℃-40℃，溫度高于40℃或者低于15℃，厭氧氨氧化細菌的活性就會顯著降低。本研究結果與上述研究結論基本一致，為鄭平等學者的研究提供了支撐。

2.4 pH對厭氧氨氮氧化的影響

當進水pH值介于6.5-7.0之間時，去除氨氮的速率基本無變化，當進水pH值逐漸增大至弱堿性時，去除氨氮的速率逐漸增大，當進水pH=8時，去除氨氮的速率達到峰值，再繼續增加進水pH值至8.5，去除氨氮的速率則顯著降低。這充分說明，厭氧氨氧化反應最適合的pH值約在8左右，保持弱堿性環境，能夠提高厭氧氨氮氧化反應的速率。Strous等學者研究發現，由于厭氧氨氮氧化反應是于自養型細菌的作用下進行的，在反應進行過程中，必須一定的二氧化碳作為碳源才能維持反應的進行，盡管厭氧氨氮氧化細菌異化作用對pH值不會產生影響，但是自養型細菌卻能夠固定二氧化碳導致環境pH略增大，并且在這種弱堿性環境中活性最大。為此，盡管大多數學者認為在厭氧氨氮氧化過程中無需使用酸堿中和劑，但是本研究發現，保持環境為弱堿性能夠促進厭氧氨氮氧化反應的發生。

3 結束語

總之，NO2--N、碳、溫度、pH均會對氨氮含量較低污水厭氧氨氧化產生一定的影響，為此，在氨氮含量較低污水厭氧氨氧化處理過程中，必須對這些因素的影響進行充分考慮，提高厭氧氨氧化的反應速率，進而達到處理氨氮含量較低污水處理的目的。

參考文獻

[1]付麗霞，吳立波，張怡然，等.低含量氨氮污水厭氧氨氧化影響因素研究[J].水處理技術，2010，36（4）：50-55.

篇6

關鍵詞：飲用水氨氮水質標準

一、 飲用水中氨氮問題的現狀及原因

中國疾病預防控制中心環境與健康相關產品安全所副所長白雪濤研究員，對自來水中可能存在的污染物的危害進行了分析，他說：這些化合物污染水體后不但會使水的感官性狀惡化，產生異嗅和異味；還可引起人體慢性中毒，破壞骨髓造血功能，導致肝、腎損傷，損害神經系統、免疫系統，甚至致癌、致畸、致突變。 其中，氨氮含量超標對于飲用水的污染也在嚴重危害人們的健康。

現代生活中各種因素導致地表水體中的氨氮濃度達到了一個較高的程度，比如城市人口越來越集中，城市污水尚未得到有效處理，工業生產過程中經常會有事故發生，以及在農業生產中大量使用化學肥料等等。在20世紀末期的環境狀況公報中的統計數據顯示，我們國家的地表水環境除了長江、珠江，七大水系都有嚴重的污染情況，并且存在水質逐年下降的趨勢，氨氮在地表水體超標污染物中的出現頻率很高。這對我國飲用水的安全問題構成了威脅，了解造成飲用水中的氨氮濃度過高的原因，以及研究如何解決飲用水中氨氮的方法尤為重要。

時至今日雖然未曾有過飲用水中由于氨氮而損害人的健康方面的報道，可是在地表水體中如果氨氮含量過高的話，依然對水生生物有毒害影響，其中存在于水中的非離子氨（NH3）是造成毒害的主要原因。氨氮在水中有兩種存在形式，分別是非離子氨（NH3）和銨根（NH+4），二者之間的比例是以銨根為主，由水的PH值以及溫度影響。NH3轉化為亞硝酸鹽，硝酸鹽，亞硝酸鹽與蛋白質反應生成致癌的亞硝胺。飲用水中硝酸鹽亞硝酸鹽含量高的話，就可能會引發身體疾病，損害到人體的健康，也就是可能會誘發高鐵血紅蛋白癥。由于氨存在硝化的過程，所以如果飲用水中的氨氮濃度過高的話，就會可能產生大量的亞硝酸鹽，比如，現在我國多層建筑越來越多，大部分都是在屋頂安裝有水箱，就很容易對人體的健康造成威脅，并且，這種屋頂的水箱很容易被二次污染，也很容易形成死水的現象，水在屋頂的水箱里長時間保存，等用戶要用的時候，水箱中的亞硝酸鹽的含量已經增加了，從而對人體造成危害。除此之外，氨氮濃度過高的情況下也會和氯產生反應，就會大量增加消毒劑對水進行消毒，而且會產生使人厭惡的嗅和味。

二、氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮的相互關聯及其危害

1氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮的來源

（1）城市生活污水中的食品殘渣和含氮有機物被微生物分解、農田排水、農作物生長過程中氮肥的使用都會產生氨氮，并且和污水一起排入城市的污水處理廠或者直接排入水體中。

（2）亞硝酸鹽和氨的相互轉化

氨在有氧條件下的水中可以被轉化為亞硝酸鹽，亞硝酸鹽生成硝酸鹽的同時在厭氧條件下被微生物作用轉化為氨。

（3）水泥廠、化肥廠、發電廠等化工類工廠以及汽車尾氣都排放含有氨的煙霧、氣體和粉塵，其中的氨溶于水之后轉化為氨氮。

2氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮的危害

（1）影響健康

在條件滿足的情況下，氨氮在水中會轉化為亞硝酸鹽，而亞硝酸鹽會和蛋白質反應生成亞硝胺，亞硝胺是一種強致癌物質，如果長期飲用這種被污染的水會對健康十分有害。

（2）影響生態環境

水的PH值和水溫直接影響氨氮毒性，ph值和水溫越高，氨氮的毒性就越強，對魚類有類似亞硝酸亞的危害。氨氮對水生物含有危害作用的主要原因是游離氨，跟銨鹽相比，游離氨的毒性能大上幾十倍，并且堿性越強，毒性越大。氨氮中毒有慢性氨氮中毒和急性氨氮中毒之分。慢性中毒狀態會出現生長減慢，組織損傷，攝食降低，降低氧在組織間的輸送。水中氨氮含量影響最大的還是魚類，能直接導致魚類死亡。急性中毒狀態會出現水生物亢奮，在水中喪失平衡、抽搐，甚至導致水生物的死亡。

三、 降低飲用水中氨氮濃度的方法

控制水源的污染是解決氨氮問題的根本方法，以當前的客觀條件來看，在自來水廠中采用強化處理效果、增加處理工藝的方法來去除原水中的氨氮是很有必要的。當下如果采用最經濟，效果最好的方法還是生物法預處理。所謂生物法處理，說的是將生物處理工藝安排在常規處理工藝之前，利用微生物新陳代謝的現象初步來去除水中的氨氮，以及水中的有機物和硝酸鹽氮亞硝酸鹽氮的含量，如此方法可以改善水的沉淀性能以及混凝，同時對常規處理工藝的負荷也有減輕，對物化處理工藝的使用容量和周期有所增幅，節約處理經費，而且，經過可生物降解物質的處理后，水中導致突變物質的前驅物質和細菌在配水管網中反復滋長的可能性都相對減少。生物轉盤、生物濾池、生物活性炭濾池和生物接觸氧化池等是眼下已經研究成功的生物處理技術。還有一些相關供水單位使用折點加氯去除氨氮的方法，值得注意的是，在原水存在有機物污染的前提下，此方法產生的大量有機氯化物會使水的安全性降低，所以大部分情況下此工藝不被提倡。

四、 結論

我國地表的水污染情況在當下是比較嚴重的，飲用水源大部分被氨氮污染。水源中氨氮濃度較高說明水體將存在新的有機污染，飲用水中氨氮的存在會產生嗅味問題，還會影響到管網末梢的亞硝酸鹽問題。當下在飲用水中氨氮濃度的問題上很多歐洲國家都有比較嚴格的界定。對飲用水水源中氨氮濃度的方面我們國家也有相關限值，可是當下自來水廠采用的飲用水標準GB 5749-85卻沒有明確限制水源中氨氮濃度的問題，我們應當逐漸控制飲用水中氨氮濃度的含量。解決飲水中氨氮濃度問題的根本方是法想辦法控制水源的污染，可是當控制污染力度不足以解決問題的前提下，只能加強相關供水單位的除污能力，當下解決氨氮問題最經濟、最有效的方法應該說是生物法處理技術了。

值得特殊強調的問題是，地下水的水質動態是和地表水的水質相互聯系相互影響的，因為地表水會通過各種途徑滲入到地下，這時地表水就變成了地下水。雖然地下水被污染的過程是一個緩慢的過程，因為污染物在下滲過程中被各種阻礙物吸附、分解、截留、阻擋，地層越厚，對污染物的截留量就越大，但是，如果這樣長年累月得往下滲透，總是會把地下水污染的。所以，如果地下水被污染了，就算是查明了污染源頭，但是要想使地下水恢復過來仍需要較長的時間，這是因為已經下滲的污染物仍留在地層中，它們還要繼續往下滲透，并且地下水的流動速度相當緩慢，溶解氧的含量比較低，含微生物也很少，因此自凈能力比較弱。因此想要將地下水進行治理，需要十幾年的時間來努力，甚至幾十年才會成功，受工業廢水和生活污水污染的地下水，一般表現為鈣鹽、鎂鹽、氯化物、硝酸鹽顯著增加，其有毒污染物主要有酚、氰、汞、鉻、砷、石油及其他有機化合物。除此之外，在地表堆積著的工業廢渣以及生活垃圾等的可溶性成分也會隨雨水滲入地下，污染地下水。所以，解決地表水氨氮污染問題勢在必行。

參考文獻：

［1］中國環境狀況公報［J］.中國環境年鑒，1996，88-89.

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關鍵詞：電廠循環冷卻排污水；外排處理；污水處理；SBOT；臭氧-活性炭過濾

1試驗流程

選擇某電廠循環冷卻排污水（水量為7000m3/d）進行試驗分析，污水外排需要滿足《城鎮污水處理廠主要水污染物排放標準》（DB33/2169—2018）的相關要求，目標水質的pH標準值為6～9。試驗流程為排污水—進入集水池—在SBOT單元曝氣—投入混凝劑，泵后投入助凝劑—進入澄清池—進入濾池—進入中間水池—經過提升泵提升至臭氧氧化塔—進入活性炭濾池—污水外排[1]。

2試驗與分析方法

2.1試驗方法

（1）SBOT運行。第一階段，將水注滿，并加入300kg的專用菌種進行悶曝，時間為3d。第二階段，將進水量調整為初始進水量的1/3，持續3d，每天投入100kg的菌種。第三階段，將進水量調整為初始進水量的2/3，持續3d，每天投入50kg菌種。第四階段，調整進水量為滿負荷，并控制池內溶解氧含量為3mg/L。（2）澄清池運行。選擇除磷效果較好的PAFS、PAM為混凝劑，PAFS投加量控制在35mg/L；PAM的投加量控制在0.2mg/L[2]。當污泥沉降比為30%時進行排泥處理，排泥頻率為3～5min/2h。（3）濾池運行。采用間歇定時方法，對出水質量進行檢測，結合試驗需求和標準要求，確定反沖洗強度為14.4L/（s·m2）。（4）臭氧-活性炭過濾運行。將污水與臭氧的接觸時間控制在30min，投加量為55mg/L。當污水進入活性炭濾池環節時，進行反沖洗操作，強度控制在8L/（s·m2）[3]。

2.2分析方法

根據國家相關標準，對污水的重鉻酸鹽指數（CODCr）、氨態氮（NH4+-N）、總氮（TN）、總磷（TP）、懸浮物（SS）指標進行分析。《城鎮污水處理廠主要水污染物排放標準》規定目標水質的重鉻酸鹽指數（CODCr）為20mg/L，氨態氮（NH4+-N）為1.5mg/L，總氮（TN）為10mg/L，總磷（TP）為0.3mg/L，懸浮物（SS）為10mg/L。

3試驗結果分析

3.1去除重鉻酸鹽指數（CODCr）的效果

對該試驗SBOT、臭氧-活性炭單元的重鉻酸鹽指數（CODCr）去除效果進行分析，具體如圖1、表1所示。結合圖1、表1數據分析可知，重鉻酸鹽指數（CODCr）的總體最大去除率為87.3%，最小去除率為84.6%，平均去除率為86.2%。該試驗選擇的污水水源為城市水，重鉻酸鹽指數（CODCr）多為難降解有機物，可生化性較差。該試驗選擇應用SBOT單元，原因在于其運行中，進水端的厭氧環境為重鉻酸鹽指數（CODCr）的降解提供了便利條件[4]。該試驗的SBOT單元末端出現少量玫瑰旋輪蟲，表明此單元具有活性污泥特性。通過臭氧氧化處理，羥基自由基對有機物進行進一步降解，并在活性炭吸附作用下提高了重鉻酸鹽指數（CODCr）的去除效果。

3.2去除氨態氮（NH4+-N）的效果

對該試驗SBOT單元的氨態氮（NH4+-N）去除效果進行分析，具體如圖2、表2所示。結合圖2、表2數據分析，氨態氮（NH4+-N）的總體去除率為99.2%，去除效果良好。由于氨態氮（NH4+-N）的去除效果受到曝氣均勻度、生物載體量等因素影響，因此在一定范圍內，溶解氧的含量越高，氨態氮（NH4+-N）的去除效果越好。該試驗發現，當溶解氧的含量超過6mg/L時，生物載體的磨損增加，總氮的去除效果受到影響，降低了水中的有機物含量，使混合液夾帶氧氣進入厭氧區，不利于厭氧菌生長。為了提升氨態氮（NH4+-N）的去除效果，降低碳源消耗，基于該試驗圖2、表2數據分析，確定溶解氧含量為2.9mg/L左右[5]。

3.3去除總氮（TN）的效果

對該試驗SBOT單元的總氮（TN）去除效果進行分析，具體如圖3、表3所示。結合圖3、表3數據分析，總氮（TN）的總體平均去除率為75.6%，與傳統生化工藝相比，去除效果較好。總氮（TN）的去除效果受到碳氮比、回流比、pH值等因素影響[6]。該試驗中，SBOT單元應用了活性污泥法、生物膜法，利用兩種方法的特性加速池內水流的切割氣泡運動，提高了氧利用率，形成良好的厭氧氨氧化微單元。基于上述分析，明確在碳氮比為2左右時，總氮的去除效果最佳。

3.4去除總磷（TP）的效果

對該試驗SBOT單元的總磷（TP）去除效果進行分析，具體如圖4、表4所示。結合圖4、表4數據分析，總磷（TP）的總體平均去除率為91.1%，去除效果良好。由于去除總磷需要通過生化與化學作用方式，因此需要通過化學輔助除磷[7]。特別是在澄清單元運行過程中，需要投加聚合鋁鐵進行水解反應，產生氫氧化鐵[Fe(OH)3]，吸附磷酸根生成磷酸鐵（FePO4）等難溶化合物[8]。

3.5去除懸浮物（SS）的效果

對該試驗SBOT單元的懸浮物（SS）去除效果進行分析，具體如圖5、表5所示。結合圖5、表5數據分析，懸浮物（SS）的總體去除率最大值為97.5%，最小值為89%，平均值為91.8%，該試驗的懸浮物（SS）去除效果良好。由于懸浮物（SS）由脫落的生物膜、部分無機污泥顆粒組成，因此在去除懸浮物（SS）的過程中，少部分懸浮物（SS）可以通過排泥管排出，而大部分懸浮物（SS）可以在澄清單元運行中通過混凝沉淀去除，殘余的部分膠體物可以通過過濾方式去除[9]。綜合分析該試驗效果，SBOT工藝在懸浮物（SS）去除方面具有穩定性高等優點。

4結論

（1）應用SBOT工藝，可以提高污水處理效果（溶解氧含量為3mg/L）。重鉻酸鹽指數（CODCr）平均去除率為86.2%，氨態氮（NH4+-N）的總體去除率為99.2%，總氮（TN）的總體平均去除率為75.6%，總磷（TP）的總體平均去除率為91.1%，懸浮物（SS）的平均去除率為91.8%。與傳統生化工藝相比，基于SBOT工藝的排污水處理方式具有穩定性高、效果良好等優點。（2）在澄清單元運行過程中，可以投加聚合鋁鐵進行水解反應，以產生氫氧化鐵[Fe(OH)3]，吸附磷酸根生成磷酸鐵（FePO4）等難溶化合物。同時，通過混凝沉淀方式，可以去除懸浮物（SS），提高了試驗效果。

參考文獻：

[1]肖艷.電廠循環冷卻排污水達標外排處理試驗研究[J].能源環境保護,2021,35(4):34-38.

[2]楊秀美,郭瑩,廖健.工業污水排放監測與水質預警研究綜述[J].化纖與紡織技術,2021,50(5):42-44.

[3]鄭思偉,唐偉,閆蘭玲,等.城鎮污水處理廠污染物去除協同控制溫室氣體的核算及排放特征研究[J].環境污染與防治,2019,41(5):556-559+583.

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[5]馬嵐.電容去離子技術用于電廠循環冷卻排污水脫鹽實驗研究[D].北京:華北電力大學(北京),2021.

[6]許振華,李會鵬,張建華,等.結晶軟化處理技術用于電廠循環水補充水處理的試驗研究[J].應用能源技術,2020(9):40-42.

[7]金文龍,樂暉.強降雨對昆承湖總磷濃度的影響分析[J].環境保護科學,2021,47(5):123-125+139.

[8]李碧瑩,馬曉娜,田會芹,等.鹽度對養殖水體中總氮總磷濃度測定的影響研究[J].海洋湖沼通報,2021,43(5):127-135.

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【關鍵詞】生活污水；處理回用；生物脫氮；膜過濾

1. 前言

隨著工業化、城市化進程的加快，人們的生活和生產活動，增加了對淡水資源的需求，人民生活水平不斷提高，更增加了對淡水資源的需求。目前，我國水資源嚴重短缺，人均水資源占有量僅有2460m3，為世界平均水平的1/4，為解決水資源的供需矛盾，進行城市生活污水處理回用，是解決水資源重復利用的有效途徑。

2. 傳統生活污水處理方法的不足

2.1深度處理生活污水中的污染物，達到回用水質標準，是當今生活污水處理的基本要求。

2.2生活污水主要污染物為有機物、氨氮和糞大腸菌群。有機物是微生物的營養源，有機物含量越多，細菌繁殖量越大，產生黏泥沉積、垢下腐蝕越嚴重；氨的存在促使硝化菌群的大量繁殖，導致系統pH值降低，腐蝕加劇；糞大腸菌群會使水顏色發黑，發生惡臭，形成黏泥。

2.3傳統的生活污水生物處理方法有A/O（厭氧/好氧法）工藝、A2/O（厭氧2/好氧法）工藝、SBR（序批式活性污泥法）工藝、氧化溝工藝。固液分離均采用自然沉降方式。傳統的生活污水生物處理方法在去除BOD5、脫氮、除磷方面取得了一定的效果，卻不能達到回用水質標準，原因如下：

（1）傳統的生活污水生物處理方法BOD污泥負荷（進水污染物負荷/生物量）不能太低，太低容易產生沉降性差的污泥。

（2）污泥沉淀池靠自然沉降效果不好，污泥伴隨出水流失導致了出水水質變差。

（3）部分硝化菌會伴隨出水流失，硝化菌濃度較低，限制了系統中污染物的去除率。

（4）傳統生物處理方法對部分高分子有機物、懸浮物和細菌難以除掉。

3. MBR工藝簡介

MBR工藝體現的是“治理、回用”的節水理念。 MBR膜生物反應器（Membrane Bioreactor）工藝是傳統的生物處理工藝和膜分離技術相結合發展起來的。MBR工藝由生物處理和膜處理兩部分組成。生物處理部分包括缺氧池、好氧池；膜處理部分包括膜池。 MBR膜分離技術采用超濾法，取代傳統生物處理沉淀池，固液分離效果好，為解決回用水質問題提供了可靠保證。

3.1MBR工藝原理。

3.1.1生物處理部分的原理。生物處理部分采用缺氧池、好氧池來處理生活污水中氮污染物。生活污水中氮主要以有機氮、氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的形態存在。其中有機氮占40%～55%，氨氮占40%～55%，亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮僅占0～5%。廢水生物脫氮是在缺氧池和好氧池中，將有機氮轉化為氨氮，通過硝化菌作用，將氨氮轉化為亞硝態氮、硝態氮，再通過反硝化菌作用將硝態氮轉化為氮氣，從而達到從廢水中脫氮的目的。

3.1.2膜處理部分的原理。膜處理部分采用膜池，針對傳統生活污水生物處理方法難以降解的高分子物質、膠體、蛋白質、微粒等的情況，將污水經再加壓后，經過超濾膜的極小孔徑進行超過濾。利用高分子材料超濾膜的滲濾選擇性，能夠截留化學澄清或生物化學處理過程中未能沉降的懸浮顆粒和微絮凝體，所有懸浮物、磷、重金屬、細菌、病毒、和其他物質都被超濾膜分離。從而使處理后的水質達到回用指標。

3.2MBR工藝流程。

3.2.1MBR工藝流程圖（見圖1）：

圖1MBR工藝流程圖3.2.2MBR工藝流程說明。 廢水經過兩道機械格柵，去除大塊懸浮物，進入缺氧池和好氧池中進行硝化反硝化反應脫氮，再進入膜池進行固液分離。膜池出水由抽吸泵抽入回用水池。膜池內污泥由污泥泵提升部分回流至缺氧池，剩余污泥進入污泥脫水機進行脫水。在膜池內，為了減少膜污染，采用鼓風機進行攪拌和清洗。

3.3MBR工藝優缺點分析。

（1）不產生污泥膨脹。因為MBR工藝中BOD污泥負荷低，污泥處于高內源呼吸相，細菌內源代謝后只留下惰性的殘留物，產泥量很少。MBR反應器的污泥產率低于傳統活性污泥法。傳統活性污泥法的污泥產率為0.5～1.0KgMLSS/KgBOD，MBR工藝的污泥產率僅為0.1～0.3KgMLSS/KgBOD。BOD污泥負荷低，泥齡長，抑制絲狀菌的增值，解決了傳統活性污泥法的污泥膨脹問題（Adham&Gagliardo，1998）。

（2）生物降解效率高。超濾膜對污水中有機物的截留，增加了生物反應池的降解效率。主要原因有三：其一，維持了較高的污泥濃度；其二，有機污染物的氧化降解過程是一放熱反應，由于污泥濃度較高，

生物反應池更容易維持在較高的溫度下運行，保證了細菌較高的生物活性；其三，有機物的降解需要微生物在反應池的停留時間大于降解該有機物的最小污泥停留時間。膜生物反應器工藝由于微生物泥齡較長，一些傳統工藝難降解的有機物都會為膜生物反應器降解。因而MBR工藝的有機物降解效率要比傳統方法高10～15倍（Buisson等，1998）。出水水質能夠達到BOD：5mg/L、 NH4+-N：5mg/L、SS：5mg/L。

（3）由于膜價格和膜更換費用高昂，MBR工藝的應用范圍曾受到限制。近十多年來膜技術發展迅速，膜更換費用已經從全部費用中所占的比例約54%下降到不足9%（Churchouse&Wildgoose，2004）。隨著膜技術的不斷革新、膜壽命的不斷延長，膜水通量的逐步提高和運行過程中膜污染的逐步減少（包括膜污染引起的膜更換），以及采取必要的措施，比如在膜池內超濾膜的下方以一定強度的空氣不斷對膜進行沖洗抖動，既起到為生物氧化供氧的作用，又防止活性污泥附著在膜的表面造成膜污染。MBR工藝的優勢在生活污水處理與回用中逐步顯現出來。

4. 結束語

MBR工藝流程簡單；出水水質好，滿足回用要求，達標穩定，泥齡控制簡單，對比生長速率小、對世代周期長的硝化細菌特別有利；污泥產量低，脫水后外運處理量少；總投資基本相當情況下占地面積較省，運行成本較低。由于MBR工藝的明顯優點，MBR工藝在生活污水處理及回用上有著廣闊的應用前景，建議全社會廣泛采用MBR工藝法來替代傳統生活污水處理方法，以達到污水處理后回用的目的。

[文章編號]1006-7619（2013）03-21-195

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關鍵詞：污水；水質分析；水質預測；

中圖分類號：U664.9+2 文獻標識碼：A 文章編號：

天津市重點項目之一、中國內地第一家實行BOD總體招標項目――濱海新區漢沽營城污水處理廠項目自運行以來，以日處理10萬噸污水的優良成績，經過處理后的水將可達到城鎮污水排放一級標準，COD的減排量已達3000噸，建成當年污水廠就已經實現COD減排量超225噸。本文即通過采樣監測并分析該污水廠進水水質的分析指標(pH、SS、總氮、總磷、氨氮、COD等)，在為期3個月的水質監測資料的基礎上分析該污水進水水質現狀、特征、變化及其原因。

1 研究意義

在漢沽化工園區周邊水環境發生惡性質變之前，通過對進水水質的分析，及時為水處理企業提供可靠依據，并采取相應的污水處理調整措施，減少出水污染生態環境。那么就要提出預警、預報，防水質變化的發生[1]，故本文在提高漢沽營城污水處理廠效率，降低水處理成本方面具有一定的積極意義。

2 研究方法

首先，根據研究目的，針對研究對象，即該污水廠，進行周遭環境的調查研究、向專家咨詢，初步確定研究方向及方法。

其次，調查周邊企業排水情況、自行監測所研究對象的水質指標，對其各個具有代表性的水質指標的波動范圍、幅度大小等實測數據資料進行整理、歸類和分析，并進行必要的篩選和優化監測數據的工作。

第三，查閱國內外有關水質研究理論和方法的文獻，對水質分析的理論和方法體系有一定的理解。

第四，通過詳細地分析水質類型和特點，分析影響該進水水質變化的主要因素，研究其變化趨勢。

3 原水水質分析

本文污水處理廠接納的污水為區域內的園區企業污水和生活污水混合組成。本工程排水，即再生水目前主要用來綠化和景觀河道補充水回用，隨著化工園規劃的進一步實施，再生水將回用道園內綠化、道路噴灑、景觀河道補充水和企業用水上去。依據國家《城市污水再生利用景觀環境用水水質》(GB/T 18921．2002)規定的標準，對排放水中的TN、NH3-N和TP都有較嚴格的要求，如下所示：

根據后續水處理出水水質要求及園區污水的水質特征，確定預警指標為：pH、SS、CODcr、TP、TN、NH3-N。經過連續監測，測的數據如下所示：

pH：7.07，7.Ol，6.99，7.14，7.89，7.19

總氮：15.37，16.70，17.44，20.09，35.84，25.29

氨氮：8.39，12.28，9.33，12.60，26.40，26.31

總磷：4.59，3.26，3.18，2.50，2.68，4.19

COD（mg/L）：263.15，196.76，264.39，368.72，305.66，120.30

SS（mg/L）：96，8l，107，137，78，63

水質指標統計分析數據如下所示：

pH總氮 氨氮總磷CoDSS

平均值：7．59 27．36 22．14 3．28 254．65 88．62

標準差：0．59 10．31 10．41 1．4l 137．05 57．22

最大值：8．93 53．6l 50．71 7．49 913．94 294．00

最小值：6．78 11．57 8．21 1．20 102．62 34．OO

(1) 基礎數據單指標分析

根據以上監測的結果可以看出，其原水水質指標中，pH、SS值完全達到排放標準。氨氮和COD指標狀態不是很穩定，且有超出三級標準甚至嚴重超標的情況。所以，本文研究的對象水體中主要污染物為有機類化合物，同時，故本人建議應該把這種情況擺在預警日程的重要位置上。GB8978．1996的三級排放標準可作為污水水質異常預警的一個警線劃定的依據，用來判斷出本區域內的排污企業超標排污的可能性概率。本文中污水廠原污水中雖然有工業廢水的并入，但其水質特征基本傾向生活污水，且屬于中等濃度范圍，這說明企業有一定的自我處理污水的能力。其中TP水平值甚至屬于低濃度生活污水水平，究其原因：工業廢水中含有的生活污水基本特征污染物濃度偏小于理論參考值。

COD、SS幅度相對較大，而且可達到一定濃度，顯然這是工業廢水排入的后果。在企業污染源調查中，可以肯定本區域內的企業工廠以輕工、藥品加工企業為主，且COD為兩類企業的廢水的重要污染源頭之一，并且都具有范圍變化大的特點[2]。pH穩定在6．5—8.5范圍內，它不隨時間或季節的變化，在每次下午16:00這個時間點上可以看到氮磷含量，COD，SS值有明顯變化異常，有突然升高的現象，而與此同時，pH值稍微有所下降的趨勢。造成此種現象的根本原因，可能是區域內工廠企業的集中排放廢水造成的。另外，在夜間22：00左右又出現COD、總磷含量的突然升高，而這一現象應該是由晚生活用水高峰引起的，那么磷含量的增高剛好可以證明這一觀點。

(2)基礎數據多指標對比分析

在多個指標的比較分析里，本文主要采用了三種比較方式，將各次實驗的數據按時間排列并編號，監測實驗二十次左右，以次數為自變量，指標為因變量制圖；以其中一個指標為自變量，另一個指標為因變量制圖；再以一個指標為自變量，另一個指標與其比值為因變量作圖。下屬三種方法分析過程：

1)總氮與氨氮

圖1TN，NH3．N對比變化曲線

由上圖可判斷出：TN與NH3-N含量變動大致相同，當NH3．N數值較高時，TN的含量一般也相對高些，這就意味著工業廢水對總氮(主要以硝酸鹽形式)的貢獻是比較低的，TN主要來自于園區內生活污水。總氮和氨氮比值從圖中可看出是較為穩定的，偶爾也會出現極大值，這可能和工業廢水偶爾超標排放所產生一定含量的硝酸鹽有關，同時也和氧化作用有關，因為工業廢水中的氧化物，以及污水停留在管道中的時間都會使氧化反應發生。

2)總氮和總磷

圖2COD、SS對比變化曲線

由圖可知，當磷含量低時，氮含量是較高的，而磷含量較高時，氮含量反而相對很低，其形成原因可能是因不同的工業廢水和生活污水的排放時間。該處理廠原水中TN值與TP值的比例在大多數時間里都是偏大的，所以，建議在污水處理過程中要注意TN值過剩。

圖3COD、SS對比變化曲線

3)化學需氧量COD與SS比較分析

在比值變化中，在一般情況下，COD含量偏大時，比值較大，COD含量偏小時，比值較小。這說明COD含量較多時，主要是溶解性有機物，表明輕工類、醫藥類等工業廢水的排放對COD含量的變化有極大影響。

4 總結

通過對天津漢沽營城污水處理廠原污水水質各項指標的實測資料分析，研究對象為各水體水質指標，其具有一定程度的正態分布特征，各項水質指標值大體在一定范圍內波動(即pH：7—8；SS：40-130mg/L；總氮：15．35mg/L；氨氮：9-31mg/L總磷：1．9-4．7mg/L：COD：1 30．370mg/L)。污水水質pH值變化穩定，而且一直維持在適合生物技術處理的范圍內即6~9，COD出現的較高值和工業廢水的排放，以及SS含量的升高密切關系。污水中TP含量與設計進水指標值比較，有些偏高，30％以上的監測數值表明，已經接近或超過該污水廠進水TP設計指標值即4mg/L。水質指標的季節性變化因素，主要隨區域內用水量的變化而變化；而水質指標的突然變化，也是因工業廢水排放的情況而定。

通過本文的數據分析和研究，可以肯定該污水處理廠的進水水質相對較好，部分不合格的指標，可以為企業和污水處理單位提供技術參考和措施實施依據。

參考文獻：

篇10

關鍵詞 氨氮廢水；硝化；資源化；預處理

中圖分類號 X703 文獻標識碼 A 文章編號 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

近年來，氨氮廢水成為了環境水體污染的重要來源，相繼開展了許多關于氨氮廢水處理的相關研究。氨氮廢水主要來源于化工業，如焦化廢水、印染廢水、食品加工廢水、垃圾滲濾液、養殖廢水等。因此，也出現了許多不同行業的氨氮廢水處理研究。如夏素蘭等[1]對城市垃圾滲濾液氨氮吹脫研究；洪俊明等[2]對A/O膜生物反應器組合工藝處理活性染料廢水的試驗研究；朱 杰等[3]對厭氧氨氧化工藝處理高氨氮養殖廢水研究等。傳統的觀點是從脫氮的角度對氨氮廢水進行處理，這些方法有物理方法（比如蒸餾法）、化學法離子交換法、氨吹脫、生物脫氮法。對于傳統生物廢水處理而言，氨氮利用生物方法轉變成氮氣，達到了脫氮的目的，但未考慮到對氨氮資源進行轉變回收。本研究從對氨氮資源化回收利用的角度出發，提出通過膜濃縮預處理實現對氨氮廢水的資源化，把高氨氮廢水轉變為氮肥，而膜濃縮由于易堵和氮素揮發常考慮加酸調節，故本研究探究酸性狀態下的資源化預處理。通過生物曝氣法對氨氮廢水進行處理，使得氨氮廢水在不需加酸的條件下轉變為穩定的形態，由于微生物作用，通過亞硝酸菌和硝酸菌把氨氮轉變為亞硝態氮和硝態氮，伴隨著硝化作用的進行會產生一定的酸度，為下一步膜濃縮創造了適宜的條件。而選擇膜生物反應器進行預處理是因為傳統的預處理利用活性污泥法，而活性污泥法存在的一個主要問題是污泥和微生物隨排水容易流失，硝化細菌的生長速度較慢，世代周期長，在傳統工藝里硝化細菌會伴隨出水而流失。生物處理池內硝化菌濃度低，不利于硝化作用的順利進行，而膜生物反應器通過膜組件對固液的高效分離作用，截留了污泥，為硝化細菌的生長創造了有利的條件。因此，本試驗通過模擬氨氮廢水，利用膜生物反應器對氨氮廢水實現一定的資源化預處理，探究了膜濃縮資源化預處理的初步條件。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與方法

試驗采用一體式膜生物反應器，膜組件采用中空纖維膜，中空纖維膜膜絲外徑2.4 mm、內徑1.0 mm，其截留孔徑為0.2 μm，膜材質為聚乙烯。采用4組膜片，每組膜片有效面積為0.12 m2。反應器由有機玻璃制成，長50 cm，寬35 cm，高50 cm。反應器分為生化區和膜區，生化區容積為38.5 L，膜區容積為49 L，試驗中HRT控制在24 h左右，SRT為30 d左右。反應器采用微孔底部曝氣，由曝氣泵上安置的轉子流量計控制曝氣量。含氨氮的人工無機廢水自配水桶通^蠕動泵打入反應池中，出水通過自吸泵抽吸而出，為了防止膜污染和長時間抽吸采用繼電器控制間歇式工作，抽吸10 min，停3 min，試驗裝置見圖1。

1.2 試驗用水及接種污泥

試驗用水采用人工配置的無機氨氮廢水，主要成分為氯化銨、磷酸二氫鉀、碳酸氫鈉及微量元素（由CaCl2?2H2O、CuSO4?5H2O、MnSO4、NiCl2?6H2O、CoCl2?6H2O、H3BO3、MnCl2?4H2O、ZnSO4?7H2O等配置而成）。接種污泥取自嘉定污水處理廠，采用快速排泥法掛膜，將接種的活性污泥與污水混合泵入反應器，靜置8 h，使污泥與膜起到充分的接觸作用，之后再全部排放掉，然后連續進不含污泥的污水，并逐漸增大進水流量馴化7 d，直到膜上積累較厚的黃褐色污泥，掛膜結束。

1.3 分析方法

試驗過程中分析的項目有pH值、DO值、NH4+-N、NO2--N、NO3--N。pH值采用玻璃電極法；DO值采用電極法；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法；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果與分析

2.1 進水氨氮指標

本試驗連續不間斷運行，進水每天更換1次，逐步穩定地增加進水氨氮濃度。

前面7 d進行污泥的馴化，氨氮濃度穩定在較低濃度（10～20 mg/L），等微生物成功在膜上面附著生長，肉眼看呈褐色時，再檢測進水出水氨氮濃度，等出水中能檢測到硝態氮和亞硝態氮時，再逐步加大氨氮的進水濃度，試驗7～39 d，氨氮濃度從10 mg/L逐步增加到600 mg/L左右（圖2）。

2.2 進水pH值

由圖3可以看出，氨氮進水的pH值處于動態穩定的堿性條件。進水的pH值控制在堿性條件下，處于7～9穩定的波動狀態。進水的pH值模擬堿性狀態，探究在堿性條件下氨氮廢水在膜生物反應器中發生硝化酸化反應的程度與能力。

2.3 反應器上清液各指標

由圖4可以看出，經過逾30 d的連續運行，控制反應器溶解氧為2～4 mg/L，因為微生物的硝化作用需要硝化細菌和亞硝化細菌的正常生長，硝化微生物均為好氧微生物，需要維持一定的溶解氧才能夠正常生長和繁殖。

由圖5可以看出，在前10 d反應器中的溶解氧有下降趨勢，因為污泥馴化之后，硝化細菌處于不斷增長繁殖的階段，需要不斷地消耗水體中的溶解氧，在10 d之后，增大曝氣量，為微生物生長提供更多可以利用的溶解氧，直到20 d之后微生物生長污泥濃度升高，當溶解氧濃度維持在3～4 mg/L時，反應以硝化細菌的硝化作用為主，上清液中的硝態氮維持在40～90 mg/L時，亞硝態積累量很少，當反應進行到35 d，由于溶解氧迅速減少到2 mg/L，反應表現為以亞硝化作用為主，亞硝酸氮得到積累，而硝化作用受到抑制。整體的氨氮轉化進程也受到抑制。上清液中氮主要還是以氨氮的形態存在。

2.4 出水指標

反應器連續不間斷運行，實時監測出水pH值的變化。由圖6可以看到，pH值一直處于7以下，呈現穩定的動態波動。在膜生物反應器發生的硝化反應能實現出水呈酸性狀態。

反應器連續運行，水力停留時間控制在24 h左右，通過抽吸泵出水，得到出水銨態氮、亞硝態氮和硝態氮。

從圖6可以看出，反應過程的pH值處于上下波動的情況，最小值在5.274，最大值在6.898，整個出水狀態處于酸性條件。因為硝化反應的進程消耗堿，如果污水中沒有足夠的堿度，隨著硝化反應進行pH值會急劇下降。

硝化反應是指廢水中的氨氮在好氧菌的作用下，最終氧化生成硝酸鹽的反應。其反應如下：

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

2NO2-+O22NO3-

總反應為：

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

傳統的方法對氨氮廢水的處理即利用生物硝化把氨氮轉化為氮氣，做到氨氮的減量化，有研究表明硝化反應的最佳pH值為7.0～7.8，而本試驗不以硝化脫氮為目的，不追求氨氮的高轉化率，而是探究在酸性條件下，不添加任何調節劑，做到氮素盡可能小的損失而氮素又以氨氮、硝態氮的穩定形態存在。由圖6、7可以看出，試驗7～15 d，在進水氨氮

2.5 氮損失量

對進水的氮素以及出水的氮素進行物料衡算，其數據變化見圖8。可以看出，對于氨氮廢水在膜生物反應器中，水力停留時間控制在24 h左右，通過生物反應，氮素前后的變化不大，氮素損失率維持在10%～20%之間。對于氮素的損失有可能是氨氮以氨氣的形式揮發了一小部分，還有可能是微生物以絮體結構存在，造成內部可能會局部缺氧，反硝化菌會利用硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮為電子供體，將其轉化為氮氣而造成損失。相比于傳統的生物處理法，以氮氣的形式逸散到空氣中而流失氮素，本方法得到了資源的回收利用。氮元素較好的以穩定的形態保存了下來。

2.6 各形態氮元素比重

反應過程中，不調節反應的堿度，讓反應一直處于酸化狀態，試驗7～39 d，出水中氨氮、硝態氮、亞硝態氮三者之間的比重見圖9。可以看出，試驗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出水中亞硝態氮處于動態變化的過程，可能與水體中pH值一直降低以及溶解氧的變化有關系；第7～31天，出水中硝態氮的比重占到30%～40%，反應器中溶解氧維持在3 mg/L以上，能夠維持硝化細菌的正常生長與工作。試驗34～39 d，出水中亞硝酸氮突然明顯增加，這可能跟這段時間溶解氧濃度低于2 mg/L有關，在低氧的條件下，亞硝化細菌發揮作用，使得出水中亞硝酸態氮增加。

反應中氨氮的轉化率相比傳統的微生物處理脫氮過程中氨氮的轉化率較低，張 爽等[4]A/O膜生物反應器處理高濃度氨氮廢水試驗研究中，A/O膜生物反應器設額定通量為2 L/h，HRT為10 h，曝氣量為0.2 m3/h，好氧池DO值為1.8～2.7 mg/L，缺氧池DO值為0.3～0.5 mg/L。在整個試驗期間（136 d），無剩余污泥排出，MLSS為2～13 g/L，通過投加NaHCO3調節pH值在6.5～8.0。當進水氨氮從30.00 mg/L增加至342.00 mg/L過程中，出水氨氮為0.14～139.40 mg/L，去除率為22.10%～99.80%，平均去除率為66.40%。劉鵬飛等[5]在無泡曝氣膜生物反應器去除高氨氮廢水的試驗研究中，進水氨氮濃度穩定在230 mg/L左右時，pH值為7～8，獲得了65%的氨氮去除率。與有關對氨氮廢水以脫氮為主的研究相比，試驗目的在于找到最佳工藝參數來盡可能提高氨氮轉化效率，pH值是硝化的一個重要因素。已有研究表明，一般認為氨氧化菌的最適pH值為7.0～7.8，而亞硝酸鹽氧化菌在pH值為7.7～8.1時活性最強[6]。Hayes等[7]認為，硝化反應的適宜pH值在7.5～9.0之間，硝化活性最高的pH值在8.0～8.5，pH9.8硝化速率將下降50%。本試驗反應過程中不添加堿控制堿度，不僅能實現一定的硝化作用產生氨氮的轉變，而且還通過硝化作用產生內源氫，調節出水pH值在5～6之間，能很好地達到膜濃縮預處理對濃縮液的要求。

3 結論

利用膜生物反應器，對pH值處于7.5～8.6、溶解氧控制在2～4 mg/L、濃度在20～600 mg/L的氨氮廢水，在不添加酸的情況下，通過曝氣微生物的硝化作用，能夠使反應器出水的pH值處于酸性狀態（在5.274～6.898之間），能實現膜濃縮預處理對濃縮液處于酸性的要求，為下一步的膜濃縮研究提供依據。

在逾30 d的連續不間斷反應過程中，氨氮廢水在酸性狀態下轉化率仍能達到30%～60%，部分氨氮轉化為硝態氮和亞硝態氮，出水中氮主要以這3種形態存在。

氨氮廢水經過膜生物處理，出水相對進水來說，氮素損失率只有10%～20%，大部分還是在出水中能資源化回收，相比起花費一定的經濟價值來脫氮，既節省經濟成本又創造一定效益。

4 參考文獻

[1] 夏素蘭，周勇，曹麗淑，等.城市垃圾滲濾液氨氮吹脫研究[J].環境科學與技術，2000（3）：26-29.

[2] 洪俊明，洪華生，熊小京，等.A/O膜生物反應器組合工藝處理活性染料廢水的實驗研究[J].廈門大學學報（自然科學版），2005（3）：441-444.

[3] 朱杰，黃濤，范興建，等.厭氧氨氧化工藝處理高氨氮養殖廢水研究[J].環境科學，2009（5）：1442-1448.

[4] 張爽，宋靖國，楊平，等.A/O膜生物反應器處理高濃度氨氮廢水試驗研究[J].環境污染與防治，2009（2）：38-41.

[5] 劉鵬飛，朱文亭，劉旦玉，等.無泡曝氣膜生物反應器去除高氨氮廢水的試驗研究[J].給水排水，2006（8）：48-51.