废水中氨氮处理方法范文

导语：如何才能写好一篇废水中氨氮处理方法，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

[关键词]工业氨氮废水；废水危害；废水治理方法；方法对比

中图分类号： X703 处理技术 发展 文章编号：

引言

在制造工业氨氮水时，会产生含有氮的废弃物，这些废弃物在处理时，常会发生不完全处理或者不予以处理就直接将废弃物排向大自然的恶劣行为，给环境造成难以挽回的危害。氨氮的存量一旦过大，水体中的溶解氧会被过度消耗，水体出现富营养化的现象；氨氮存量的增大，给水消毒以及工业循环水杀菌工作中用氯量随之增大，常用的铜质管道受到氨氮的腐蚀程度将更大；同时，寄生在回用污水中的微生物繁殖速率得到增加，这些微生物在输水管和用水设备中很容易产生生物垢，导致输水管道和用水设备的堵塞，直接降低了换热效率，造成损失。

含氨氮污染物非常高的废水的源头有很多，并且排放的数量非常之大.。在石油炼制、化工肥料、无机化工、玻璃制造、肉类加工、饲料生产、畜牧业以及垃圾填埋等生产过程都有含氨氮的废水排放。针对氨氮废水处理，全球环保机构不断加大力度。近20年来，为氨氮废水处理方面做的研究，国内外不断拓展和深入，研发出了各种新技术。

1、生物脱氮法

生物脱氮法，主要有传统生物脱氮法、厌氧氨氧化、简捷（或短程）硝化反硝化法和同步硝化反硝化（SND）等。在下文中将对这些方法进行全面介绍。

1.1传统生物脱氮法

包含氧化沟、A /O及多种改进型SBR （膜- SBR法、多级SBR法等）工艺。为降低氨氮在废水中的浓度，达到可以生物处理的适宜范围，在处理浓度很大的氨氮废水时，常会采用前置物化脱氮的工艺。但这种方法存在不足，一是高氨氮废水中富含的游离氨，将大大降低微生物的活性，从而使系统除污效果变得很差；二是处理过程中所需要的氧气量，将大大地提高，从而直接性的增加了在处理系统上的支出。

1.2厌氧氨氧化法

这是学者常用来处理高氨氮废水的方法。学者马富国等的实验过程是：先使用“缺氧滤床/好氧悬浮填料生物膜工艺”完成部分的亚硝化；然后，将其进行厌氧氨氧化，通过进水氨氮负荷、水力停留时间等运行参数进行综合地调控，调节出水的NO2-- N /NH4+- N 的比率。使用这种方法可以使高达83. 8%氨氮从高氨氮废水中去除。

1.3 简捷（或短程）硝化反硝化法

SHARON是其代表性的工艺。这种工艺采用完全混合反应器，通过控制HRT、温度来实现自然淘汰硝化菌，让亚硝酸菌在反应器中的数量占有绝大部分，从而氨氧化在亚硝酸盐阶段得到控制，与此同时，间歇曝气的使用，反硝化的目的就能达到。

1.4同步硝化反硝化法

这种方法具有几种特点：反应器的体积得到减小、占地的面积有所收缩、水力停留的时间得到缩短、工艺的流程进行简化等。针对同步硝化反硝化脱氮方法，许多学者进行了深入的研究，领域不断扩大，新的论文、研究报告也陆续出现，这极大地促进了同步硝化反硝化脱氮方法的实际应用范围。像在膜生物反应器、序批式活性污泥反应器、序批式生物膜反应器、移动床生物膜系统中都可以得到实现。

2、物理化学脱氮法

物理化学脱氮法包含折点氯化法、化学沉淀法、吹脱法和离子交换法等，以下针对每个方法作些简要说明。

2.1折点氯化法

原理上是使用化学方应方式，将氨气与氯气混合，消耗掉氨气，产生氮气，这样就无害了。这种方式在控制好对流量、加氯量的情况下，可以将含在氨氮废水中的氨氮完全消除，成为此类方法的最大特点。可是在实际生活当中，由于高额成本的一大缺点，该方法一般用在脱氮要求非常高的情况下，也要兼顾氨氮浓度、温度、PH值对氯气量的实际影响。并且使用氯气法时会有造成二次污染的副产品产生，同样的是，在贮存、使用液氯的时候，要求非常之高，相对的成本也会提高，所以，此类方法常常在处理给水时使用，而不是应用于处理高氨氮废水。

2.2化学沉淀法

此类去除氨氮的操作方法是：将磷酸氢盐、镁化合物、磷酸融入废水中，这些化学成分与废水中的氨氮产生化学反应，生成沉淀，从而达到目的。

2.3吹脱法

利用特定的碱性环境，将废水与足够的空气进行接触，并吹出从废水中转化出来的游离态的氨，从而完成氨氮从高氨氮废水中去除的作业方式。氨解吸法是此类方法的另一种称法，气液比、温度等会直接影响这种方法的解吸速率。在这种情况下，废水中超过90%的氨氮可以去除，即当加入的石灰使气液比为3000：水体的pH值大于11，并经过逆流塔的吹脱后。此类方法一般只适用于预处理高氨氮水，表现出来的特点是：占地面积小、操作灵活和脱氮率高。但是这种方法只是转变了氨氮的物理形态，从溶解状态转化为气体状态，并没有完全地消除掉，变为气体状态的氨气排放到大气中，也会造成二次污染。

2.4离子交换法

通常沸石是这种方法的离子交换体。因为在高氨氮废水的氨氮处理中采用的离子交换法树脂对氨离子不具备选择性，而沸石对氨氮的离子则不然。

3、生物和物化联合脱氮方法

通过上述脱除氨氮的方法的介绍和说明，从中不难比出，生物脱氮法在管理上、处理过程中、以及效果上分别体现了方便、稳定、以及很好等优势，同时有效去除废水中的氨氮的技术也得以提供；而无二次污染、经济等特点由物化脱氮法体现出来。水中微生物的活性一旦被高氨氮废水抑制，水质将变得很差，很难符合标准，同时，废水的排放也会受到很大不便。在生物脱氮上使用硝化、反硝化的方法，成本的支出会很高，这时就需要降低生物处理的投资成本，高氨氮废水的预处理将是个非常合理的辅助措施。

在预处理上，常使用蒸氨法、絮凝沉淀法、折点加氯法等。但这些都存有一些不足：蒸氨法――固定铵盐的脱除率较低、成本较高， 总的氨氮含量高， 对后续处理有较大负荷；絮凝沉淀法――可用于预处理，但其运行的费用高；折点加氯法――适合用于进行深度的处理， 但使用的液氯费用高且难保存。所以相比之下，使用空气吹脱法来进行预处理将是最经济、合适的高氨氮废水预处理方法，因为它有基建和运行费用低、效果稳定可靠和工艺流程简单等优点，与此同时还可回收处理后的氨氮。

结束语

由于目前含氨氮废水处理方法穷出不穷，处理过程日益简单，但是技术经济方面的问题难以有效协调。氨氮废水在处理上，技术的参差不齐将带来很大的不便。当然，不管哪种技术体现出优势还是劣势，无论使用何种，均需要承担起处理成本，这也需要对成本投入一个全面、细致的预算。可是实际上，在有很好技术支撑的污水处理成本方面，并不是所有企业均能够承受。

最后，把握好氨氮废水处理技术未来发展的趋势，走能实现经济、高效、操作简便、稳定的氨氮回收的路线，并要基于现有处理方法的优势和良好趋势，以技术和经济两方面着手研究未来氨氮废水的处理技术。

参考文献：

[1]王昊，周康根. 氨氮废水的几种处理技术[J]. 工业安全与环保，2006，11：7-9.

[2]谢凤岩. 吹脱法处理高浓度氨氮废水的研究[J]. 环境保护与循环经济，2011，07：56-59.

[3]张大超，曾宪营，张. 氨氮废水处理方法研究进展[J]. 四川有色金属，2011，04：46-49.

[4]姜瑞，曾红云，王强. 氨氮废水处理技术研究进展[J]. 环境科学与管理，2013，06：131-134.

[5]袁克城，马清军，苏凤林. 处理氨氮废水的技术研究[J]. 化学工程师，2009，03：46-47+57.

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关键词：氨氮废水；处理方法；发展

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

中图分类号：X703文献标识码：A 文章编号：

引言：由于工农业的发展、人口的剧增及城市化，大量含NH3-N的生活污水和工业废水被排入天然水体。存在于水中的NH3-N对人体有一定的毒害作用，对水中的生物也有一定的毒性，较高的氨氮浓度会直接导致水质的黑臭。NH3-N作为一种无机营养物质，还是引起海洋、湖泊、河流及其它水体富营养化的重要原因。NH3-N的大量排放，造成了水环境的污染。水体中的NH3一N污染已引起国内外社会各界的广泛关注。我国在1988年实施的地面水环境质量标准GB3838—88中规定硝酸盐、亚硝酸盐、非离子氨和凯氏氮的标准。十多年以后，国家在GHZBl—1999增加了NH3-N的排放标准，在GB3838—2002标准中增加了TN控制。可见处理NH3-N废水的重要性，分析当前的技术进展具有重要的现实意义。

一、常用氨氮废水处理方法

1、生物法

生物法处理氨氮废水主要包括传统硝化反硝化、短程硝化反硝化、同时硝化反硝化、厌氧氨氧化等工艺。硝化阶段是将氨氮转化为硝酸盐、亚硝酸盐，反硝化阶段是将硝化阶段的产物还原为氮气。厌氧氨氧化则是在厌氧条件下，氨氮提供电子，硝酸盐或亚硝酸盐接受电子，直接将氨氮、亚硝酸盐或硝酸盐转变成氮气。生物法处理含有机物的较低浓度氨氮废水效果较好，但是处理时间较长，效果不稳定，占地面积大。短程硝化反硝化工艺和厌氧氨氧化工艺处理高浓度氨氮废水效率比较高，但它们的工艺条件要求相当严格，在实际应用中难于控制。

生物脱氮工艺过程

2、空气吹脱法

空气吹脱法的原理是加碱使离子铵转化为游离氨，然后通入空气，利用液相中氨的平衡浓度与实际浓度差异，使氨进入气相脱出。姜维等用空气吹脱法对某皮革厂综合废水进行处理，并对该方法做了经济评估，确定了最佳的处理条件为pH=l 1，气液比=1800，温度25—350C。在进水氨氮浓度为3042mg／L的条件下，氨氮去除率达到78．1％-83．5％，吨水处理成本约为3．6l元。吹脱法脱氮效率高，占地面积小，操作灵活，可用于高浓度氨氮废水的预处理，但氨氮转化为气态，会造成二次污染。该方法受温度影响较大，在温度较低的时间和地区，吹脱法的处理效果会大大降低。处理效果也会受装备尺寸的影响，装置和管道容易结垢。该方法不断鼓气需要消耗大量电力，要求pH较为严格，出水还要进一步对pH进行调整，处理费用较高。

3、折点加氯法

折点加氯法的原理是在氨氮废水中加入过量氯或次氯酸钠，使氨氮废水中的氨氮转化为氮气。发生的反应表示为：

NH4++1．5Hclo0．5N2+1．5H20+2．5H++1.5Cl-

随着氯气通入量的增加，废水中的氨氮浓度降低，在某一点氨氮浓度为O，此时废水中的氯的量也最低，我们称这点为转折点。罗光英用折点加氯法对氨氮废水进行处理，考察了加氯量与各水质指标之问的关系，证明该方法可以去除废水中的氨氮。但是处理过程需要通人大量的氯，处理成本较高。折点加氯法处理氨氮废水效果好，设备简单，反应速率快且完全，通入氯气对水可以起到消毒作用。但液氯储存和使用的要求较高，出水需调节pH，成本高，副产物会造成二次污染。

4、化学沉淀法

化学沉淀法是在氨氮废水中添加化学药剂．使氨氮转化为难溶的物质从而从水体中去除的方法。磷酸铵镁法(MAP法)于近年产生之后，迅速受到广泛的研究与应用。杨阳等采用MAP法处理含氨氮1000mg/L养猪废水。考察了该方法处理养猪废水的的影响因素。在pH=9．5，n(PO43-):n(NH4+):n(Mg2+)=1：l：1.2，反应10min时，去除率达到95．1 5％。采用分段加药方式，处理效果达到97．26％，使MAP法工艺条件得到进一步优化。化学沉淀法处理氨氮废水原理简单，操作灵活，处理效果好，产物能作为缓释肥使用。但是反应过程需要投加大量的药剂，费用较高。

5、液膜法

液膜法是指液态氨易溶于膜相，利用液相与膜相中氨氮的浓度差使氨氮进入膜相。并与膜相中的酸发生解脱反应：NH3+H+NH4+，尚晋等用液膜法对初始氨氮浓度为1000mg/L的模拟废水进行处理。液膜法处理氨氮废水效率高，耗能少，无二次污染，但在处理过程中往往伴生着水渗透蒸馏的过程，使处理难度增大，成本增加，对这个过程的控制是液膜法运用的难点。

二、处理氨氮废水的新工艺

1、电化学氧化法

电化学法通过两种途径去除废水中的氨氮：

(1)直接电氧化：NH3在阳极直接被氧化为N2和水。

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

(2)间接电氧化：Cl-在阳极被氧化为Cl2，再作为强氧化剂使水中的氨氮氧化为N2。2Cl-C12+2e-

C12+H20HOCl+H++CI-

2NH4++3HOClN2+3H20+5H++3C1一

此过程以间接电氧化为主。欧阳超旧等用电化学氧化对氨氮的去除条件进行研究。确定pH为6~lO，电流密度为85mA／cm2,CI-浓度为8．0g／L为该实验的最佳条件。而且证明Ru02-IrO2—TiO2／Ti电极具有优越的性能。在最佳工艺条件下，进水氨氮浓度为1800～2000mg／L的猪场废水处理后，氨氮去除率3h内达到98．22％。电化学法能够有效地处理高浓度氨氮废水，工艺简单，操作方便，但是该方法耗电量大，成本较高。

2、光催化氧化法

光催化氧化法是利用半导体材料满价带和空导带的电子结构。当用紫外光照射时，TiO：价带上的电子被激发进入导带，在价带上形成空穴。空穴将TiO：表面的OH一和H：O分子氧化为·OH，·OH具有很强的氧化性，从而实现对氨氮的氧化。乔世俊等用光催化氧化法对质量浓度为1460mg／L的氨氮废水进行处理，反应时间为24h时，可以达到95％以上的氨氮去除率。光催化技术具有低能耗、操作方便、反应条件温和，但氨氮废水的氧化产物N02-和N03-对人体还是有害的，需要进一步处理。对于光催化剂的研究目前还处在实验室研究阶段，光催化机理和反应影响因素还有待进一步分析，更稳定有效的催化剂制备还在研究之中。

3、超声波法

超声波的传播是波的膨胀和压缩交替的过程，在膨胀周期内，超声波对液体产生负压效应，使液体断裂产生空穴，形成空化核。空化核在极短时间内迅速破裂，在周围极小的空间内形成局部高温(高达5000K)高压(可达50MPa)，并伴随强烈的冲击波和速度高达100m／s的微射流。高温高压可使水分子裂解为·H、·HO、·H02和H：O：等强氧化自由基来氧化氨氮，另外在冲击波和微射流的作用下，氨氮分子进入气泡中直接进行热解反应，降解速度较快。结果表明，随着pH的升高，氨氮的去除效果越好；随着氨氮浓度和气液比增大，氨氮的降解率也升高，当其值增大到一定程度时，在一定声场下，随着辐射时间的延长，氨氮降解率基本不变。在优化条件pH值11，气液比800，氨氮浓度4948mg／L，经超声辐射2h后，降解率可达97．64％，可达标排放。超声波是一种先进、高效的废水处理技术，可以用来处理多种废水中的化学污染物，特别是用来对一些难降解、有毒有机污染物和氨氮的处理，工艺简单，降解速度快，和其它方法联用方便，成本低廉。但是，迄今缺乏高效的、大批量处理或流水式连续运行的声学操作系统，这是声化学研究的瓶颈。对于氨氮废水的处理，目前还处在研究阶段，工艺条件还需进一步研究。

结束语：

氨氮废水的处理在国内外都是一项技术难题。处理氨氮废水，单独使用物理、化学或生物的方法都不能使废水达标排放，今后研究的方向是把二种或三种处理方法结合起来，达到基建和运行成本最低、处理水效果最好、无二次污染和出水水质符合国家规定的排放标准。

参考文献：

[1]王宗平，陶涛，等．垃圾渗滤液预处理——氨吹脱法[J]．给水排水，200l，27(6)：15一19．

[2]吴方同，苏秋霞，等．吹脱法去除城市垃圾填埋场渗滤液中的氨氮[J]．给水排水，200l，27(6)：20—24．

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关键词：颜料生产 废水处理 置换 沉淀 生化处理

概述

酞菁蓝是一类高级有机颜料，几乎可用于所有的色材领域。由我院承担设计的甘谷油墨厂2000t/a酞菁蓝生产线，采用捷克先进技术—连续式无溶剂法生产工艺，以苯酐、尿素、氯化亚铜等为原料，钼酸铵为催化剂，通过原料予预混、反应合成、粗品纯化、压滤干燥等工序，生产出铜酞菁精品。在粗品铜酞菁的纯化过程中产生的滤液和冲洗水，含有大量的有害物质。经我院设计人员与省环保协会专家组的共同研讨，最终确定了该工艺废水的处理方案。 1　废水的来源及性质

废水来自粗品铜酞菁纯化过程产生的滤液和冲洗水，水量为5.7 m3/h，污染物质量浓度见表1。

表1　处理前废水中污染物质量浓度 污染物 COD BOD5 NH3-N SO42- Cu2+ 质量浓度/(mg·L-1) 860.0 522.0 1034.0 2287.0 26.0 注：处理前废水pH为6.7

2　关键因素分析

从表1数据可见，废水中的氨氮含量较高，而国家标准对于排入自然水体的废水氨氮浓度要求甚为严格，不得超过15.0 mg/L。因此，如何去除氨氮则成为本设计要解决的一个关键环节。由于通常的生化处理法对氨氮的降解率只有70％～80％，所以单纯采用生化法处理难以达到理想效果。如果先以其它物理方法，诸如解吸或吹脱，先将废水中的NH3吹脱，使氨氮含量降低，再采用生化法处理，可同时去除剩余的氨氮和BOD5、COD。这样可使废水中的主要污染物指标达到排放要求。再者，废水中含铜，铜离子能使生物酶失去活性，对生物氧化系统有毒性效应。而且，铜价值很高，不采用铜回收工艺，会造成资源的浪费。 3　废水处理流程简述

如图1所示，将纯化废水与车间排出的冲洗水(1.5 m3/h)混合后泵入一级调节池，加硫酸搅拌调节pH为4.0，进入充满铁刨花填料的置换池，停留5～6 h，可使废水中的铜离子得以置换，质量浓度降至0.5 mg/L以下，铜的去除率达98％以上。废水自置换池进入二级调节池，向池中投加石灰乳搅拌混合均匀，调节pH为11.0左右，使废水中的氨氮主要呈游离氨(NH3)形式逸出，此时用液下泵将澄清液送入吹脱塔并向塔内鼓入空气，同时通入蒸汽，将NH3吹脱，经排气筒送至高位吸氨器吸收。据计算，经吹脱塔吹脱去除的NH3为7.4 g/h。通过上述物理方法去除部分氨氮，使氨氮质量浓度降至140.0 mg/L左右，并将厂区冷却塔排出的废水(4.5 m3/h)与之混合，进入三级调节池，调节废水pH为8.0～9.0，以达到生化处理对碱度的要求。此时三级调节池内的废水处理量为11.7 m3/h，主要污染物质量浓度：氨氮为 60.0 mg/L，COD为510.0 mg/L，BOD5为143.0 mg/L。随后将废水送入“A—O生化处理系统”，经生化处理后再经砂滤池过滤，去除残留悬浮物，最后排出厂外。排出厂外的废水中污染物质量浓度见表2，满足《污水综合排放标准》的要求。 表2　处理后废水中污染物质量浓度 污染物 COD BOD5 NH3-N SO42- Cu2+ 质量浓度/(mg·L-1) 40.0 21.0 11.0 100.0 0.0 注：处理后废水pH为7.2 4　主要工艺过程分析 4.1　铜回收

废水治理流程中，铜回收分渗铁法回收铜和沉淀法回收氢氧化铜两步进行。渗铁法回收铜的装置在流程中称为铜置换池，该池中废水渗滤穿过装有铁刨花的床层，通过氧化还原反应，铜在铁上析出，而置换出的铁则进入废水中。回收铜后的废水经加石灰乳调节pH、沉淀处理，残余的铜离子与OH－反应生成难溶的氢氧化铜[1]。

4.2　吹脱

本设计采用穿流式筛板吹脱塔(又名泡沫塔)，筛板孔径6 mm，筛板间距250 mm。水自上向下喷淋，穿过筛孔流下，空气则自下向上流动。控制空塔的气流速度达到2.0m/s，筛板上的一部分水就被气流冲击成泡沫状态，使传质面积大大增加，强化了传质过程，提高吹脱效率，空气由鼓风机供给，冬季为避免温度下降影响吹脱效率，可向塔中通入蒸汽，维持高效去除率所需的水温。泡沫塔在正常工作状态下对NH3的去除效率在95％以上[2]。

4.3　A－O生化处理

“A－O生化处理”对废水中的有机物和氨氮有很高的去除率。生物硝化脱氮是一个两阶段的生物反应过程，第一过程为硝化过程，分两部进行，首先NH4-N在亚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-。第二过程为反硝化过程，是完成生物脱氮的最后一步，NO3--N在反硝化菌的作用下，以有机碳为碳源和能源，以硝酸盐作为电子受体，将硝酸盐还原为气态氮。所以“A级生物池”不仅具有去除有机物的功能，而且可以完成反硝化作用最终消除氮的富营养化污染。“O级生物池”即好氧反应池，利用好氧微生物对有机物的降解作用，去除上一级残余的有机物，最终达到废水处理要求。

生化处理系统运行中，控制废水温度在22～28℃，pH为7.5～8.0，为硝化菌和反硝化菌提供适宜的环境。控制厌氧池溶解氧浓度低于0.5 mg/L，停留时间4 h；好氧池溶解氧浓度2.5～3.0 mg/L，停留时间16h。反应池污泥浓度5.0～6.0 g/L；总回流比为8.3。

5　结论

目前利用生化处理方法去除废水中的氨氮被广泛采用，事实证明去除率较高，但对于本设计所涉及的废水，因其特殊的高含氨氮量则不适于用单一的生化方法来处理，生化处理法对进入处理系统的污水氨氮浓度要求有一定的适宜范围，如果浓度太高会阻碍生物氧化过程的进行，质量浓度在1000 mg/L以上时会使微生物中毒[3]，进而影响生化系统的去除效率。因此，必须采用一种切实可行的预处理方法，先去除部分氨氮，使废水中的氨氮浓度降至140.0 mg/L以下，再采用生化处理方法去除残留氨氮，以达到最终去除氨氮的目的。

参考文献：

1GB 8978-96，污水综合排放标准[S].

2黄海啸，方淑琴铜酞菁生产三废综合利用[M].北京：环境工程出版社，1998.31～32．

3顾夏声水处理工程[M].北京：清华大学出版社，1985.301．

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关键词：吹脱法；高氨氮废水；影响因素

中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：16749944（2013）02014403

摘要：指出了近年来随着我国工业废水排放量增大，氨氮引起的水污染事件频发，急切需要经济有效的脱氮技术，以提高脱氮效率、减缓水体富营养化，介绍了吹脱法处理高氨氮废水的内在机理，讨论了pH值、温度、气液比、吹脱时间等因素与吹脱效率之间的关系，提出了当前应当改进的方向，为提高吹脱法处理高氨氮废水去除率提供参考。

关键词：吹脱法；高氨氮废水；影响因素

中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：16749944（2013）02014403

1引言

2010年我国工业废水排放量为658×108t，约占全国废水排放量的40%，其中氨氮废水为94×104t，去除率平均值为62%[1]。高浓度氨氮废水来源很多，并且排放量大、成分复杂、毒性强，如化肥、焦化、石油化工、铁合金、肉类加工和饲料生产、玻璃制造、垃圾渗滤液等行业排放的高浓度氨氮废水，一般氨氮浓度在200～6000mg/L，目前我国制药行业是氨氮排放最大的行业之一[2]。可见加强工业废水的治理势在必行，特别是氨氮废水的去除。另外，我国“十二五”期间污染物约束性指标中，氨氮排放总量控制目标要求比2010年减少10%。

常用的处理氨氮废水的方法主要有吹脱法、生化法、离子交换法、折点氯化法和磷酸铵镁沉淀（MAP）法等。目前，国内多采用生化法和吹脱法，国外则多采用生化法和磷酸铵镁沉淀法。吹脱法多用于处理中高浓度、大流量氨氮废水，吹脱出的氨可以回收利用，但有容易结垢、低温时氨氮去除效率低、吹脱时间长、二次污染、出水氨氮浓度仍偏高等缺点[3]，所以明确影响吹脱法的关键因素，提高氨氮去除率，对于氨氮处理成本控制、水污染得到控制、实现城市的可持续发展具有重要的意义。

2吹脱法的基本原理

吹脱法的基本原理是利用废水中所含的氨氮等挥发性物质的实际浓度与平衡浓度之间存在的差异，在碱性条件下使用空气吹脱，由于在吹脱过程中不断排出气体，改变了气相中的氨气浓度，从而使其实际浓度始终小于该条件下的平衡浓度，最终使废水中溶解的氨不断穿过气液界面，使废水中的NH3-N得以脱除，常以空气作为载体。氨吹脱是一个传质过程，推动力来自空气中氨的分压与废水中氨浓度相当的平衡分压之间的差，气体组份在液面的分压和液体内的浓度符合亨利定理[4]，即成正比关系。此法也叫“氨解析法”，解析速率与温度、气液比有关。

吹脱法一般采用吹脱池（也称“曝气池”）和吹脱塔两类设备。但吹脱池占地面积大，而且易污染周围环境，所以有毒气体的吹脱都采用塔式设备。塔式设备中填料吹脱塔主要特征是在塔内装置一定高度的填料层，使具有大表面积的填充塔来达到气—液间充分接触。常用填料有纸质蜂窝、拉西环、聚丙烯鲍尔环、聚丙烯多面空心球等。废水被提升到填充塔的塔顶，并分布到填料的整个表面，水通过填料往下流，与气流逆向流动，废水在离开塔前，氨组份被部分汽提，但需保持进水的pH值不变。空气中氨的分压随氨的去除程度增加而增加，随气水比增加而减少。影响吹脱法处理氨氮废水去除率主要是pH值、温度、气液比/吹脱水位深度、吹脱时间等因素。

国内外进行吹脱实验，一般采用的实验装置如图1所示。

图1空气吹脱法实验装置

3影响吹脱法去除效率的关键因素

3.1pH值对吹脱效率的影响

水中的氨氮，大多以氨离子（NH4+）和游离氨（NH3）保持平衡的状态而存在，吹脱效率与水中游离氨含量直接相关。其平衡关系式如下：

NH4++OH-NH3+H2O

该反应是一个可逆反应，当pH值升高，平衡向右移动，游离氨的比例增大，当pH值为11左右时，游离氨大致占90%。根据水的离子积为常数的原理，即[H+][OH-]=Kw为一常数，pH值是影响游离氨在水中百分率的主要因素。

周明罗[5]利用吹脱法处理实验室自制浓度氨氮为3000mg/L，吹脱升高效率随pH值而不断增大；当pH值小于10时，氨氮去除率从22.6%上升到75.8%；当pH值从10升高11，去除率增大到93.5%，增大幅度变小；当pH值大于11时，变化趋于平缓。李瑞华[6]采用氨吹脱工艺处理焦化厂废水氨氮浓度90～700mg/L实验，发现碱的投加量在1L废水15～30mmoL，pH值为11时最适宜。Ca（OH）2调节pH值产生的沉淀物堵塞吹脱塔的填料和输送管道，实际工程中用NaOH调节废水的pH值。P H Liao A [7]采用曝气和吹脱去除养猪业产生的高浓度氨氮废水进行试验，pH值为11.5时，吹脱的方法最好的结果达到了90%去除率。从以上可知，吹脱法最适宜的pH值为11左右，保证吹脱效率的同时，降低药剂费用。

3.2温度对吹脱效率的影响

生成氨气的反应是一个吸热反应，当温度较高时，氨气的挥发速度大于溶解速率，平衡向右进行，但当温度大于30℃时，水分蒸发速度加快，导致废水的氨氮浓度升高，使得去除率下降。吹脱法在垃圾渗滤液中的应用和研究较多，吴成强等[8]实验结果表明pH值与温度互为影响吹脱效率，温度越低时，初始pH值对吹脱效率的影响显著，温度较高（≥30℃）时，pH值对吹脱效率影响不大；初始pH值越低时，温度对吹脱效率的影响越显著。在刚开始20～40℃时曲线变化较快，即氨氮去除率增加较大，但当温度超过40℃时吹脱效率较差。李瑞华等采用吹脱法预处理焦化废水中氨氮，当温度上升至60℃时，游离氨所占质量分数增大，分子的布朗运动加快，有利于氨吹脱的传质。而朱菁[9]用高温脱氨—吹脱法处理高浓度染料化工废水，需要70～80℃。刘文龙等[10]采用吹脱法处理催化剂生产过程中产生的含（NH4）2SO4高浓度氨氮废水（4300mg/L），吹脱温度为80℃，氨氮脱除率达到99.2%，氨氮质量浓度可降至60mg/L以下，运行成本太高。处理不同氨氮废水需要的最佳温度不同，没有一个适合的范围，需要通过实验研究确定。

3.3气液比对吹脱效率的影响

吹脱设备增大供气量或气水自由接触表面积都能加速NH3的传质，然而在实际工程应用中，在用地许可的情况下，增大后者可以提高处理效果，节省运行费用。吴成强等利用马鞍型填料塔处理垃圾渗滤液发现在合理pH值范围内，气水比决定了吹脱塔高径比对吹脱效率的影响，气水比较高（>400）时，高径比越大，吹脱效率越高。增加气液界面的表面张力，选择合适的气液比，提高曝气的单位时间气水比，研究其他不同填料曝气吹脱氨氮的影响，计算传质系数关联式，找到最佳填料。总传质系数和曝气速率的关系，仍需要进一步的研究。

吹脱效率与气液比成线性关系，当气液比为2000～5000时，传质过程符合溶质渗透理论，应从动力消耗和吹脱效率两方面考虑。吴方同[11]等采用规整填料塔吹脱去除垃圾渗滤液中的氨氮，进水氨氮浓度在2000mg/L左右，吸收段为塑料填料，吹脱段为不锈钢填料。在温度为25℃，pH值为10.5～11.0，气液比为2900～3600时氨吹脱效率达95%以上。气液比也影响着氨吹脱效率，Bonmati A[12]等利用脱法处理中温厌氧消化后的养猪场废水，气液比为30∶1，然而Pi K W[13]等吹脱法预处理垃圾填埋场气液比3000∶1到6000∶1。在工程应用中吹脱法预处理焦化废水，李瑞华是采用的YZ型塑料弹性填料，比表面为850～859 m2/m3，气液比可达2000～2500，去除率为80%，运行费用1元/t。可见，针对不同种类废水，利用填料的不尽相同，应该增加吹脱传质面积，减少动力消耗，提高吹脱效率。

3.4吹脱时间对吹脱效率的影响

减小吹脱时间，有利于加快反应速度，提高处理量，减少设备的容积。徐颖[14]采用吹脱法处理垃圾渗滤液，吹脱段pH值为11，气液比在2000～2300，吹脱时间9h，反应条件达到最佳吹脱效率才达到52.0%。卢平[15]等采用吹脱—缺氧—两级好氧工艺处理垃圾渗滤液，垃圾渗滤液取自香港某垃圾填埋场，氨氮浓度1400mg/L，pH值为9.5，吹脱时间12h，经吹脱后氨氮去除率为60%。傅金祥[16]等采用吹脱法垃圾渗滤液，进水氨氮浓度1800mg/L，最佳pH值为11，最佳气液比为360∶1，空气量为3.0L/min，吹脱时间为1h，去除效率可达88.75%。由此可看出处理相同的废水最佳吹脱时间也相差很大，可能是因为采用的填料不同、装置设计的合理性等原因造成，吹脱处理后能够很好地进行后续处理和控制运行成本。

2013年2月绿色科技第2期

吴海忠：吹脱法处理高氨氮废水关键因素研究进展环境与安全

4联合处理

目前利用吹脱法预处理的研究很多，比如有利用吹脱与催化转化串联，所采用的催化剂主要是负载金属氧化物（Al2O3），该法处理成本昂贵，应用较少。王保学[17]采用空气吹脱+UASB（升流式厌氧污泥床）工艺处理垃圾渗滤液，经过试验表明在pH值10～11、温度20℃、吹脱气体流量为0.17m3/min、吹脱8h条件下废水有利于后续加入颗粒活性炭处理。王献平[18]等氮肥厂经吹脱前期处理，然后进入A/O工艺，处理氮肥厂污水，水量20m3/h，进水水质氨氮浓度为1000mg/L，出水稳定在1mg/L。卢平等采用吹脱-缺氧-两级好氧工艺处理垃圾渗滤液，垃圾渗滤液取自香港某垃圾填埋场，氨氮浓度1400mg/L，pH值7.8～9.0，选定pH值为9.5，吹脱时间12h，经吹脱后氨氮去除率为60%，再经缺氧—好氧生物处理后对氨氮和COD的去除率大于90%。雷春生等[19]水样来自于常州市某制药厂的制药废水，其pH值为8.5，浊度为2NTU、氨氮废水浓度为29856mg/L，COD浓度为5987mg/L。采用纳式试剂光度法测定氨氮浓度，有机复合脱氮剂/吹脱法对氨氮的去除率可达99.99%以上，废水中的剩余氨氮浓度最低可达0.2mg/L。有机复合脱氮剂/吹脱法的最佳pH值比直接吹脱法的低，节省了加碱量。最佳气液比是直接吹脱的1/10，大大节约了能耗，吹脱时间缩短很多。可以发现吹脱法作为预处理能够取得很好的效果，最后雷春生等通过使用有机复合脱氮剂取得了很好的效果，但是对于其他废水处理效果有待考验。

5结语

目前国内采用吹脱法处理氨氮废水较多。采用吹脱法时，不仅应关注如何提高氨氮吹脱效率，还应主动防止二次污染。当然也存在大量的局限性，大部分设计只停留在从pH值、温度、气液比、吹脱时间上考察处理氨氮的效率，其关键参数和结构设计等都值得仔细推敲。近年来，许多学者通过对实践经验的总结和反思，提出了很多技术设计上的改进方法：采用吹脱-缺氧-两级好氧工艺处理垃圾渗滤液，通过联合法处理氨氮废水；直接吹脱法处理高浓度氨氮废水的基础上在盛水容器中的废水加入有机复合脱氮剂，但指出有机复合脱氮剂的脱氮机理还有待进一步的研究。

吹脱法处理高浓度氨氮废水虽然在一定程度上得到了很大的改进，但吹脱效率受到很多因素的影响，需要进一步深刻研究和分析，具体如下：温度对吹脱效率的影响很大；吹脱时间比较长，一般在1～12h；目前几乎没有关于改变吹脱塔填料特性对高浓度氨氮吹脱效率影响的研究；吹脱产生氨气，二次污染。

对高浓度氨氮废水的处理，国内的研究目前主要集中在物化法，很少采用生物法[20]，所以应该采用吹脱法与其他脱氮工艺相互组合，实现优势互补，达到最佳运行条件，最后使出水达到国家标准。寻找运行成本低、可靠、高效处理高浓度氨氮废水的工艺和技术有重要的现实意义。 参考文献：

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[20]丁思慧.用物化法对高浓度氨氮废水的前期处理[J].安徽化工，2000，4（4）：42～43.

篇5

关键字：有机磷废水 MAP 微电解

中图分类号： TE08 文献标识码： A

前言

目前国内有400多家农药生产厂家，生产200多种农药，年产量近30万t其中80%是有机磷农药[l]。有机磷农药在防治农业病虫害方面具有高效、经济、方便和广谱等优点，但长期大规模生产和使用，对环境特别是水体造成了严重污染，这己经成为严重的环境问题。

有机磷农药废水的处理方法大多用生物法，即以细菌或真菌为降解媒介，但由于这些废水具有浓度高、毒性高和含盐量高等特点，对微生物具有毒害作用，故直接使用生物法难以达标处理。现在还没有有效的有机磷农药废水预处理方法，国内普遍采用清水稀释数倍后再用生化法处理，稀释倍数有的高达20-40倍。这种方法不但加重了生化处理装置的负荷，浪费水资源，还同时增加了水费、排污费和处理费用。在此背景下，研究探索农药废水的预处理技术已成为一个迫切的研究课题[2-5]。

本文以安徽菱化实业股份有限公司有机磷农药废水为例，研究了两种不同工艺（碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺）对有机磷农药废水预处理的效果，为我国有机磷农药废水预处理工艺的选择提供依据。

2实验料与方法

2.1实验用废水

实验用废水为安徽菱化精细化工有限公司年产2万吨双甘膦、1万吨亚磷酸二甲酯项目的污水。

2.2实验方法

（1）碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺（MAP）实验流程图如图1所示。

废水

（经调pH）

出水

图1 碱性水解+MAP工艺小试装置流程图

（2） 微电解工艺试验流程如图2所示。

（经调pH）

出水

图2 微电解工艺小试装置流程图

2.2.1碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺

加碱水解：加氢氧化钠调pH至10；

加热反应：加热溶液至70℃；

MAP：按0.004mol/L（据研究效果最好）浓度加入MgCl2,搅拌均匀；

沉淀：沉淀两小时，出水。

2.2.2微电解工艺

(1)铁屑的预处理

用3.3%的硫酸进行酸活化，活化的时间根据铁屑表面覆盖诱层的厚度及反应过程中铁屑被腐蚀的程度而定，一般在30-60min。

（2）活性炭的预处理

将活性炭用待测废水浸泡24h，使之吸附饱和。然后洗净表面残留液，晾干，称重。

（3）微电解反应柱的填装

将预处理之后的铁屑与活性炭按照一定的比例（1：1）混合均匀后，放入微电解反应柱中。铁炭微电解反应柱采用一根直径为80mm，柱高为75Omm的PVC柱。

(4)微电解实验过程：废水在微电解塔中停留时间1小时，曝气量为0.20m3/L，每20min回流一次。

后处理：容器容积5L，用固体氧化钙调pH至8，停留2.5-3小时，使其充分反应，去上清液出水。

2.3 分析方法

实验各指标分析方法如表2。

表2 实验各指标分析方法

项目 分析方法 方法来源

pH 玻璃电极法 GB 6920－86

化学需氧量 重铬酸盐法 CB 11914－89

氨氮 纳氏试剂比色法 GB7479－87

总磷 钼酸铵分光光度法 GB11893－89

3结果与分析

3.1两种工艺对有机磷废水COD的去除效果

实验运行8天，两种工艺对有机磷废水中COD的去处效果比较，如图3所示：

图3 两种工艺对有机磷废水COD去除率的比较

从图3分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后出水COD平均去除率为44.90%。有机磷废水经微电解工艺预处理后COD平均去除率为63.67%。可见微电解工艺对有机磷废水中COD的去除效果比碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺好。

3.2两种工艺对有机磷废水总磷的去除效果

两种工艺对有机磷废水中总磷的去处效果比较，如图4所示：

图4两种工艺对有机磷废水总磷去除率的比较

从图4分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后总磷平均去除率为35.39%；有机磷废水经微电解工艺预处理后总磷平均去除率为52.06%。可见微电解工艺对有机磷废水中总磷的去除效果比碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺好。

3.3两种工艺对有机磷废水氨氮的去除效果分析

两种工艺对有机磷废水中氨氮的去除结果如图5所示：

图5两种工艺对有机磷废水氨氮去除率的比较

从图5分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后出水氨氮平均去除率为59.67%；有机磷废水经微电解工艺预处理后出水氨氮平均去除率为17.31%。可见碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对有机磷废水中氨氮的去除效果微电解工艺比好。

从图3、4、5分析可知，废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺处理后出水水质不是很稳定，原因可能是反应产物为絮状沉淀物，难以沉淀完全；微电解工艺处理废水时后一天出水水质比前一天差，原因可能是随着反应进行，填料会慢慢板结或堵塞，造成处理效果下降，故每两天清洗填料一次。

4 结论

本实验采用碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺对有机磷废水进行预处理，得到如下结论：

（1）微电解工艺对有机磷废水中的COD去除率较高，为63.67%，而碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对COD 的去除率较低，为44.90%。从去除COD的角度分析，建议选择微电解工艺。

（2）微电解工艺对有机磷废水中的总磷去除率较高，为52.06%，而碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对总磷的去除率较低，为35.39%。从去除总磷的角度分析，建议选择微电解工艺。

（3）碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对有机磷废水中的氨氮去除率较高，为59.67%，而微电解工艺对总磷的去除率较低，为17.31%。从去除氨氮的角度分析，建议选择碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺。

综上所述，碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺对有机磷废水的预处理效果各有千秋。碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对氨氮的去除效果比较好；微电解工艺对COD及总磷的去除效果更好。本次实验所用废水中COD及总磷含量较高，故建议选择微电解工艺。

参考文献：

[1] 杨新萍，王世和．混凝法处理有机氯农药废水的研究[J]，环境科学与技术，2004，27(4):12-16

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篇6

关键词：鸟粪石沉淀法脱氮技术；物化脱氮

中图分类号：F205 文献标识码：A文章编号：

1 工程概况

陕西省奥维乾元污水处理站工程设计规为4600立方米/日，主要负责处理奥维乾元化工厂的生活污水、气化废水、地面冲洗废水、事故污水和甲醇精馏排放水，处理后的污水水质满足《污水排入城市下水道水质标准》（CJ343-2010）要求，并经提升送至城市污水处理厂集中处理。

工程中采用鸟粪石沉淀法脱氮技术去除氨氮，取得了良好的脱氮效果，为后续的生化处理创造了条件。

2 鸟粪石去除氨氮工艺介绍

2.1 鸟粪石及其形成机理

鸟粪石学名为磷酸铵镁（MgNH4PO4•6H2O），英文简称MAP，白色粉末无机晶体矿物，相对密度1.71[1]。废水处理中的鸟粪石沉淀法就是将Mg2+加入到含有磷酸盐和氨氮的污水中，反应生成难溶的鸟粪石沉淀，以实现废水脱氮的方法[2]。与传统活性污泥法相比，可以减少约49%的污泥体积[2]，而且对实现氨氮资源回收具有重大意义。

在水溶液中，鸟粪石的形成过程可以用以下三个化学方程式来描述：

Mg2++PO43-+NH4++H2OMgNH4PO4•6H2O（1）

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

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

鸟粪石的形成受水溶液pH值的影响很大，当溶液中Mg2+、NH4+、PO43-的活度积大于鸟粪石的溶度积时（鸟粪石的溶度积常数为3.89×10-10~7.08×10-14），会自发沉淀生成鸟粪石。

2.2 鸟粪石形成的影响因素

2.2.1 pH值

pH条件决定了组成鸟粪石的各种离子在水中达到平衡时的存在形态和活度。只有当鸟粪石沉淀所需的各种离子的活度积超过相应的溶度积时，沉淀才发生。

在一定的范围内，鸟粪石在水中的溶解度随着pH的升高而降低；但当pH升高到一定值时，鸟粪石的溶解度会随pH的升高而增大。有实验证明，当Mg2+、NH4+、PO43-的摩尔比为1:1:1，废水温度为室温，反应时间15分钟，静止2分钟时，形成鸟粪石沉淀的最佳pH为8.91[3]。

2.2.2 沉淀剂的选择

闵敏[4]等人用鸟粪石沉淀法处理养猪场的废水，分别采用MgCl2+Na2HPO4、MgSO4+Na2HPO4、MgO+H3PO4、Mg（OH）2+H3PO4、MgSO4+H3PO4做沉淀剂，实验表明MgSO4+Na2HPO4处理效果最好，氨氮去除率可达86%。

2.2.3 沉淀剂投加摩尔配比

由化学方程式（1）可知，生成鸟粪石理论的摩尔比Mg2+：NH4+：PO43-为1:1:1。根据同离子效应，增大Mg2+、PO43-的配比可促进（1）式向正反应方向进行，从而提高氨氮的去除率，但若增加PO43-量，则反应后污水中残余的磷量增加，会带来新的污染。通常在降低磷酸盐投加比例的同时，增加镁盐的投加量，可提高氨氮去除率。

刘小澜[5]等人通过向焦化废水中投加MgCl2•6H2O和Na2HPO4•6H2O做实验，结果表明，当Mg2+、NH4+、PO43-的摩尔比为1.4:1:0.8时，氨氮的去除率可达到95%以上，残磷量为9.2mg/L。

3 污水处理厂进出水水质及工艺流程

3.1 污水处理厂进水水质

污水处理厂处理的污水主要是奥维乾元化工厂的生活污水、气化废水、地面冲洗废水、事故污水和甲醇精馏排放水，从污水综合排放口取样化验，得到污水的水质，经过数据统计后做为设计进水水质，详见表3.1-1。

表3.1-1 污水处理厂进水水质

同时，在实测的水质数据中发现，氨氮浓度偶尔会达到400mg/L。

3.2 污水处理厂出水水质

处理后的污水送至城市污水处理厂集中处理，排放水质水质满足《污水排入城市下水道水质标准》（CJ343-2010）要求。

3.3 污水处理厂工艺流程

根据进出水水质确定污水处理厂的工艺流程，详见图3.3-1。

图3.3-1 污水处理厂工艺流程图

4 鸟粪石去除氨氮工艺的应用

4.1 鸟粪石去除氨氮工艺在该工程中的作用

通过污水处理厂进水水质可知，在95%以上时段，原水氨氮浓度在250mg/L以下，此时可通过生物处理使氨氮达标排放；在极端情况时原水氨氮浓度会达到400mg/L，单纯的生物处理无法达标，可先通过加药预处理将氨氮处理到250mg/L以下，再通过生物处理使之达标排放。

该工艺在大部分时间运行时不需要投加磷酸盐和镁盐除氨氮，运行成本低，处理效果能达到相关排放标准；但当需要时，工艺具备极端水质应对处理能力，不至于因来水氨氮含量过高导致系统停产或产生超标排放问题。

工艺考虑污水在进入生化池处理前进行了加药并反应沉淀的预处理，考虑在反应池中投加磷酸氢二钠和氯化镁，通过物化反应和沉淀达到以下效果：

4.1.1 物化脱氮

通过投加磷酸氢二钠和氯化镁使氨氮转变成鸟粪石固体沉淀物达到脱氮的目的。

4.1.2 物化除钙

通过投加磷酸氢二钠使水中的钙和硫酸反应，形成磷酸钙沉淀，降低钙离子。因为钙离子在好氧系统中会和二氧化碳反应产生碳酸钙，结垢堵塞管道和曝气系统，影响运行状态，降低处理效果。

4.2 主要设计参数

原水氨氮浓度超过250mg/L时，磷酸氢二钠投加量为460mg/L，本工程采用纯度为98%的商品磷酸氢二钠，用药量约为2160 kg/d；氯化镁投加量为400mg/L，本工程采用纯度为100%的商品氯化镁，用药量约为1840 kg/d。

混合池采用机械混合方式，混合时间60秒；沉淀池采用中心进水周边出水的辐流式沉淀池，设计表面负荷1.38m3/m2.h。

5 结论

鸟粪石去除氨氮工艺在该工程中得到较好的应用，在原水氨氮浓度超过250mg/L时，仍能保证污水经过处理后达标排放，既降低了污水厂的初期投资和运行费用，又不会对后续污水处理产生冲击，为当地的环境保护做出了重要贡献。

参考文献：

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篇7

1焦化废水的主要来源

炼焦一般分为土法炼焦及机械炼焦，随着技术的发展更新及日趋严格的环保要求，土法炼焦已基本淘汰，目前的炼焦以大型机械炼焦为主。炼焦生产过程中主要产生三股废水，分别为:除尘废水、剩余氨水以及酚氰废水。除尘废水主要产生在运煤、备煤、出焦、湿法熄焦过程中，该股废水的特征为悬浮固体较多，含有少量酚、氰等污染物，通常经澄清或沉淀处理后可返回至工艺中重复利用。剩余氨水主要由焦化原煤中的结合水以及化合水在冷凝器中形成的冷凝水和粗煤气在氨水喷淋降温时的冷却水组成。剩余氨水中含有高浓度的氨、焦油等物质，是焦化废水中水量最大的一股废水，废水量占全厂废水总产生量的50%以上，一般需要经过蒸氨处理后再排入污水处理设施。酚氰废水是在焦化化学产品加工过程中与物料直接接触所产生的废水，主要来自焦油、粗苯等加工过程的蒸汽冷凝水及粗煤气终冷冷却水等。酚氰废水是焦化废水中的重要代表性废水，产生于不同化产加工过程中，因而废水中污染物成分复杂，主要含有酚、氰、硫化物等。此外，炼焦过程中还会产生少量浓度较高、组分较复杂的脱硫废液，煤气管道水封水等废水［3］。焦化废水作为典型有毒难降解工业废水，对其污染物组成和水质特性的分析是选择高效经济废水污染控制技术的前提。侯红娟［4］采用GC/MS对宝钢焦化废水的测定显示，废水中含有12类100多种有机化合物，苯酚类物质浓度最高，其次为苯胺、喹啉、萘等。张万辉等［5］采用XAD大孔树脂分离GC/MS测得焦化废水中含有15类558种有机物，疏水酸性酚类及亲水性苯胺、苯酚、喹啉、异喹啉对焦化废水有机物总量的贡献大于70%;同时对焦化工艺过程中有机污染物排放源解析表明，多环芳烃和喹啉类在焦油分离液和脱硫废液中的浓度较高，可为焦化废水水质处理提供参考。甲酚、甲基苯酚等酚类物质易于降解，实际工程中10h即可将浓度高达500～1000mg/L的酚类完全降解［6］;喹啉、吲哚、吡啶、联苯等在厌氧环境下降解性能较好，但在好氧环境下降解性较差，且对苯酚的生物降解抑制显著［7］;李咏梅等［8］对缺氧条件下含氮杂环化合物降解规律的研究发现，吡啶完全降解需24h，而吲哚、吡啶、异喹啉、甲基喹啉的完全降解需要50～60h。因此，对焦化废水处理工程进行设计时，应综合考虑废水组分及其降解规律，基于不同的污染物种类、性质及目标，选择经济有效的工艺流程及运行参数。

2焦化废水污染控制技术

2.1预处理

焦化废水中含有酚类、氰类、焦油等化合物，这些物质均属于有毒有害物质，在进入生化处理系统前必须最大限度削减其在废水中的含量，以免影响生化系统的稳定性。焦化废水的预处理一般包括沉淀法、萃取法、高级氧化法等。2.1.1沉淀法沉淀法包括混凝沉淀法和药剂沉淀法。混凝沉淀法是向废水中加入混凝剂并使之水解产生配合离子及氢氧化物胶体，中和废水中某些物质表面所带的电荷，使这些带电物质发生凝集。王爱英［9］等在评价几种常用絮凝剂处理效果基础上，采用优选的絮凝剂预处理，可使焦化废水的COD和浊度去除率分别达到22%和97%以上，有效提高了废水的可生化性。PengLai［10］等用絮凝/零价铁联用技术预处理焦化废水，COD去除率最高可达46%以上，有效降低了生化处理系统的污染物负荷、提高废水的生物可降解性．吴克明［11］等采用混凝－气浮法对焦化废水的处理进行了研究。结果表明，聚合氯化铝铁(PAFC)+聚丙烯酰胺(PAM)处理废水，生成的矾花大而密实，沉降速度快，出水色度低，效果较好。化学药剂沉淀法是指向废水中加入化学药剂使之与废水中的污染物发生化学反应生成沉淀物来去除废水中污染物的方法。刘小澜等［12］采用化学沉淀剂MgCl2•6H2O和Na2HPO4•12H2O(或MgHPO4•3H2O)对焦化剩余氨水进行预处理，取得了较好的效果，废水中氨氮的去除率高达99%以上。沉淀剂与焦化废水中的NH+4反应，生成磷酸铵镁沉淀。在pH为8.5～9.5的条件下，投加的药剂Mg2+∶NH4+∶PO43－(摩尔比)为1.4∶1∶0.8时，废水氨氮的去除率达99%以上，出水氨氮的质量浓度由2000mg/L降至15mg/L。梁建华等［13］采用化学沉淀法处理高浓度氨氮废水，研究了药剂配比、pH值等因素对氨氮去除率的影响．在适当的条件下，可得到纯净的MAP晶体，氨氮的去除率可达98%．在温度为100℃、加热3h将MAP分解后，分解物重复用于脱除废水中的氨氮，氨氮的去除率可达93%，既可大幅度降低药品成本，又可回收废水中的氨。2.1.2萃取法焦化废水中的酚主要来自剩余氨水，目前多数的焦化厂采用萃取脱酚工艺进行焦化含酚废水预处理，该方法脱酚的效率可高达95%～97%，而且可以回收酚钠盐，有较好的经济效益。Jiang等［14］利用难溶于水的萃取剂与高浓度含酚焦化废水接触，使废水中酚类物质与萃取剂结合，实现酚类物质的富集转移。韦朝海［15］等人通过实验发现，通过萃取工序可使废水中有机污染物的总负荷减少75%～80%。2.1.3高级氧化法高级氧化法是指通过不同途径产生具有高反应活性的羟基自由基(•OH)，再利用其强氧化性将水中的有机污染物降解，生成小分子物质，甚至直接转化为二氧化碳和水的方法。周琳［16］等人研究了芬顿氧化用于焦化废水的深度处理，实验结果表明，Fenton试剂能有效降解焦化废水中的COD，在原水COD为260mg/L、H2O2投加量为666mg/L、Fe2+投加量为200mg/L、温度为298K时，COD去除率达到89.53%。刘璞［17］等人研究了臭氧催化氧化对焦化废水的深度处理的效能，结果表明在:pH值为7～8，臭氧流量10g/h，催化剂8g，反应时间约50min，臭氧催化氧化对COD去除率达到68.63%，出水指标满足炼焦化学工业污染物排放标准(GB16171－2012)。邵瑰玮等［18］采用脉冲电晕放电技术对炼焦废水和烟气进行了综合处理，结果表明，废水中氰化物脱除率达90%以上，酚脱除率近70%，同时烟气脱硫率达85%。目前报道所报道的较多的高级氧化法对焦化废水处理的效果均较好，但处理成本较高，所以实际应用案例较少。

2.2生物处理

生物处理是通过微生物的新陈代谢作用实现污染物的分解转化，可以有效的去除废水中的大部分污染物成分，同时也是最为经济的处理方式，是焦化废水处理的主导技术。2.2.1厌氧水解酸化目前严格的厌氧反应在焦化废水中的应用报道较少。在水解酸化反应过程中，废水所含的甲酚、苯酚、二甲酚等酚类化合物，及以喹啉、吲哚为代表的含氮杂环化合物大部分得到了转化和降解，为后续的处理提供易于氧化分析的有机底物，即提高了焦化废水的可生化性［19］。在厌氧池内，采用投加填料的生物膜法，再辅以轻度搅拌，可提高微生物浓度及活性。邵林广等［20］用生物膜对焦化废水水解酸化。在4.5～5h内，BOD5/COD和BOD5值同时达到最大，随着时间的延长，BOD5/COD和BOD5的值都相应降低。厌氧水解酸化反应器内pH值宜控制在6～8，水温宜在20～30)℃。2.2.2生物脱氮目前，国内外焦化废水处理脱氮工艺较多，生化处理阶段采用的工艺主要有A/O、A2/O、A/O2和A2/O2。A/O工艺是生物脱氮的最基本流程，20世纪90年代已应用于宝山钢铁厂、安阳钢铁厂及临汾钢铁厂，目前国内大部分焦化废水处理工艺为A/O法，其特点是在好氧池前增加一段缺氧处理，通过前置反硝化实现生物脱氮。任源等［21］研究发现厌氧阶段对废水COD的去除率为10%～15%，大分子复杂有机物分解为有机酸、有机醇类，该过程使废水BOD5/COD由0.3提高到0.45。A2/O工艺在A/O工艺前增设厌氧水解环节，使大分子难降解物质转化为小分子物质，提高废水的可生化性。何苗等［22］对焦化废水进行厌氧酸化处理后发现，废水可生化性提高，部分(不溶性)大分子有机物转化为可溶性物质。邵林广等［24］对A2/O工艺与A/O工艺对比试验显示，A2/O工艺的对COD、氨氮的去除效果比A2/O工艺有明显改善，而且抗冲击负荷能力提高。短程硝化反硝化工艺，是指将硝化过程控制在HNO2阶段终止，直接进行反硝化。与A/O工艺相比，该工艺可承受的氨氮负荷高，对于C/N较低的焦化废水处理具有重要的现实意义。薛占强等［23］采用短程硝化反硝化工艺处理焦化废水，控制温度为(35±1)℃、溶解氧浓度为2.0～3.0mg/L时，去除焦化废水中大部分有机污染物的同时能实现短程硝化反硝化并有效去除氨氮。2.2.3固定化微生物技术固定化微生物(细胞)技术是指将特选的微生物游离细胞或酶通过化学或物理的手段固定在特定的载体上，使其保持活性并在适宜条件下大量增殖的方法。该技术有利于提高反应器内特殊微生物的浓度，抵抗不利环境的影响。常见的制备方法主要有吸附法、交联法、共价结合法、包埋法等。张彬彬等［24］将筛选出的HDCMR高效复合微生物菌剂固定化于酶载体中，其密度接近于水，在池内处于流化状态，传质效率极高，从而使废水的基质降解速度加快，同时大幅提高了单位体积菌群生物量，提高了系统抗氨氮冲击负荷。孙艳等［25］在北京焦化厂废水中分离得到1种以苯酚为唯一碳源的菌株，采用海藻酸钠对其进行包埋固定，考察固定化细胞的性能。结果表明，固定化细胞最大反应速度和底物饱和常数均大幅提高，抗耐性明显强于未固定化的游离悬浮相。2.2.4生物强化技术生物强化技术是指通过向传统的生物处理系统中投加高效降解微生物，增强对难降解有机物的降解能力，提高其降解速率，并改善原有生物处理体系对难降解有机物的去除效能［26］。焦化废水中污染物种类复杂，部分难降解污染物对微生物体系有抑制作用，生物强化技术可在不改变现有工艺规模的情况下，提高系统的整体处理能力，强化难降解污染物的降解效果，在现有生化系统基础上引入生物强化技术是焦化废水提标改造的一条实用思路。解宏端等［27］采用生物强化技术，向活性污泥系统中投加高效菌剂，考察其对焦化废水处理的改善效果。在高效菌液投加比(V菌液/V焦化废水)为0.3%、水力停留时间为15h时，系统对COD去除率为85.60%，远高于未投菌的对照组(60.87%)，表明在原有处理设施中投加高效菌液可以提高系统处理能力。彭湃［28］等以焦化废水处理工艺中的厌氧池出水为实验对象，添加自行研发的环保菌剂，考察其对实际焦化废水COD去除效果，利用聚合酶链式反应和变性梯度凝胶电泳联合技术(PCR－DGGE)分析添加环保菌剂前后生化系统中污泥微生物群落的变化。研究表明:通过添加环保菌剂，中试系统出水COD平均去除率比活性污泥系统提高了18%;PCR－DGGE结果显示，经过菌剂强化后的生化系统中污泥微生物的种类更加丰富，优势微生物由原先的14种增加到了23种。2.2.5膜分离法膜分离法是一种具有巨大潜力和实用性的废水处理技术，其原理是以选择性透过膜为分离介质，通过在膜两边施加一个推动力(如浓度差、压力差、电位差等)，使废水中的组分选择性的透过膜，从而达到分离净化的目的。膜分离技术应用于废水处理具有能耗低、效率高和工艺简单等特点。目前，应用的膜分离技术主要有微滤、超滤、纳滤和反渗透［29］。近年来，在焦化废水深度处理领域，研究与应用较多的是超滤－反渗透的双膜法焦化废水处理工艺，经超滤－反渗透处理后的焦化废水，出水符合工业循环冷却水水质标准，可回用于净环补充水、锅炉软水补给水，甚至部分替代新水。穆明明［30］等人对生化处理后的出水采用“砂虑+超滤+纳滤+反渗透”工艺进行深度处理，处理后的出水远优于《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB16171－2012)的排放标准的要求。

3结语

篇8

关键词：磷酸铵镁 除磷脱氮 MAP 化学沉淀法

目前，生物脱氮除磷常采用A2O工艺，但其流程长且成本高，对进水氨氮浓度变化的适应性及抗负荷冲击的能力较差。本文介绍一种化学沉淀法，即MAP（Magnesium Ammonium Phosphate）脱氮除磷法。 1 MAP除磷脱氮的基本原理

向含NH4+和PO43-的废水中添加镁盐，发生的主要化学反应如下：

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

Mg2++PO43-+NH4++6H2OMgNH4PO4·6H2O

（2）

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

再经重力沉淀或过滤，就得到MAP。其化学分子式是MgNH4PO4·6H2O，俗称鸟粪石；它的溶度积为2.5×10-13。因为它的养分比其它可溶肥的释放速率慢，可以作缓释肥（SRFs）；肥效利用率高，施肥次数少；同时不会出现化肥灼烧的情况。 2 MAP除磷脱氮的影响因素和沉淀物组成分析

2.1 Mg2+，NH4+，PO43-三者在反应过程中的比例

在处理氨氮废水方面，将H3PO4加入到含有MgO的固体粉末中制成一种乳状液，对2.47×10-3mol/L氨氮废水进行处理，得出H3PO4与MgO的物质的量之比大于1.5时，氨氮去除率最高（90％以上），当进水氨氮质量浓度为42mg/L，在最佳条件下，氨氮质量浓度可降到0.5mg/L以下[1]。赵庆良[2]等人对5618mg/L氨氮的垃圾渗滤液进行处理，按n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1:1:1投加氯化镁和磷酸氢二钠，废水中氨氮质量浓度降为172mg/L，过量投加10％的镁盐或磷酸盐，氨氮质量浓度可分别降为112mg/L和158mg/L，继续提高镁盐或磷酸盐的量，废水中剩余氨氮质量浓度处在100mg/L左右，很难进一步降低。笔者对某一合金厂的质量浓度为1600mg/L的氨氮废水进行处理，按最佳配比n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1.3:1:1，加入硫酸镁和磷酸氢二钠，氨氮质量浓度可降到60mg/L，对某炼油厂的氨氮含量高（1231mg/L）的废水用此方法处理，氨氮质量浓度可降到112mg/L。

在除磷方面，国外有人证明，晶体纯度与初始氨氮质量浓度有关，最佳比例n(Mg2+):(NH4+):n（PO43-)=1:1.6:1，磷、镁去除率达95％以上[3]。Katsuura[4]认为n(Mg):n(P)为1.3:1时，除磷效果最好。

2.2 反应的pH值

MAP溶于酸不溶于碱，笔者对模拟氨氮废水进行重复验证，证明废水在pH值为7.0以上，才会出现小颗粒沉淀物，当用NaOH将pH值调至8.0以上时，会出现大量沉淀。pH值在7.0～10.5之间，主要的反应过程如式（1），（2），（3），当pH值上升到10.5～12之间，固定氨会从MgNH4PO4中游离出来，生成更难溶的Mg3(PO4)2（ksp=9.8×10-25）。

笔者在对无杂质氨氮废水与含杂质氨氮废水进行比较，发现前者pH值必须达到7.0以上，才会生成沉淀，而后者在pH值为6.3左右时，水中不断出现白色沉淀物，表明氨氮废水有比较大的悬浮颗粒时，沉淀物MAP可提前生成。

国内外的研究人员对MAP除磷脱氮最佳pH值进行了研究，结果见表1。 表1 不同废水MAP除磷脱氮的最佳pH值 废水类型 垃圾渗滤液 厌氧污泥上清液 城市污水 氮肥厂 制革废水 最佳pH值 8.5～9.0 9.0～9.5 9～10 9.5 9.0

从表1可以看出，生成MAP沉淀的最佳pH值范围8～10，由于废水水质不同，造成最佳pH值范围有一定的差别。

反应pH值的调节一般采用以下方法：

①投加NaOH

一般人们常用NaOH来调pH值，此方法操作过程简便，但需要耐腐蚀罐装NaOH溶液。

②投加Mg(OH)2

氢氧化镁具有缓冲能力，pH值最高不超过9.5，即使氢氧化镁过量也不会严重影响沉淀效果，而且氢氧化镁无毒、无腐蚀，无须专门防腐设备。不足之处，pH值与投加n(Mg):n(P)的比例不能互相独立控制。

③脱气法

对厌氧消化污泥上清液生物厌氧反应产生的高浓度CO2，可用脱气法将CO2吹出[3]以提高pH值。Battisioni[6]用连续通气方法，将上清液中的CO2从35％～40％降到0.035％，pH值也从7.9上升到8.3～8.6。不过这种方法只能局限于厌氧消化上清液这类含高浓度CO2的废水。

2.3 反应时间与晶种

Zdybiewska[7]对氮肥厂废水进行实验，发现当反应时间为25min时，氨氮去除率最高（80％）。同时反应时间也是形成MAP晶粒大小的因素之一。Straful在实验中发现反应时间1min时，晶粒长度只有0.1mm，当反应时间为60min时，晶粒长度达0.8mm，3h后晶粒可达3mm，虽然氮磷去除率变化不大，但是晶粒越大，沉淀效果越好。Battisioni在中试试验中，将0.21～0.35mm的石英砂填到φ58mm×0.42m的流化床，为MAP提供晶种，除磷效率为80％。

3 沉淀物组成分析

表2是处理社区废水得到的沉淀物[8]，可以看出沉淀物中营养元素含量比较高，镁和磷元素均高于理论值，这是因为沉淀物中还有Ca5(PO4)3OH，Mg(OH)2，Mg3(PO4)2等物质。表2还可以看出CODcr的含量比较小，说明沉淀物MAP很少吸收有机物。 表2 某生活污水生成的MAP的组成 ％ 组分 ω(MgO) ω(P2O5) ω(N) ω(Ca) ω(K) ω(CODcr) 理论值 16.4 28.5 5.7 实测值 18.1 30.6 4.9 1.6 0.3 0.2

澳大利亚Elisabeth[5]用这种方法回收厌氧消化污泥上清液中的磷，生成的MAP淤泥干燥快，最终产物呈白色细粉末（见表3）。 表3 厌氧污泥生成的MAP的组成 ％ 组分 ω(Mg) ω(P) ω(N) ω(H2O) 理论值 9.9 12.6 5.7 44 实测值 9.1 12.4 5.1 39

对厌氧消化上清液生成的MAP中的重金属的分析结果见表4，由表4可以看出沉淀物MAP几乎不吸收重金属。用于农家化肥，不会对庄稼产生危害。

周娟贞[9]对某催化剂厂提供的转鼓滤液（氨氮质量浓度为7472mg/L）用MAP沉淀法处理，对MAP沉淀物分析表明，Mg的质量分数（以MgO计）为18.18％，磷的质量分数（以P2O5计）为28％左右，氮的质量分数（以N计）为4.5％。 表4 MAP中的重金属污染物成分分析 mg/kg 组分 不同MAP试样的分析结果 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处理成本分析

沉淀MAP需要镁盐和磷酸盐，沉淀1kg氨氮需要1.90kg镁和2.0kg磷以及少量NaOH，如果采用MAP沉淀法将社区废水中的氨氮从55mg/L处理到20mg/L，总运行费用与硝化反硝化法相当。如果沉淀产物MAP作为肥料出售，就可进一步降低成本。 5 存在的困难和发展前景

尽管有很多文章报道用此方法对不同废水所做的研究，并对沉淀物组分进行了分析，表明沉淀物的纯度接近MAP的理论值，而且几乎不吸收重金属，但在实际应用上仍有许多问题需要进一步解决：

①研究显示，当n(PO43-)/n(NH4+)＜1时，可以大幅度提高除磷效率，当n(PO43-)/n(NH4+)＞1时，氨氮去除率较高，如何确定两者最佳比例可以最大限度除磷脱氮，是今后研究的重点；

②寻找更好的反应条件和反应药剂，提高MAP除磷脱氮的效率，使出水NH4+和PO43-降到排放标准以下；

③有机物以及其它杂质对MAP除磷脱氮过程的影响机理尚不清楚；

④MAP除磷脱氮的经济效益主要取决于沉淀设备的投资和运行费用，当产物在市场上转化为产品，取得一定利润时，该工艺才能推广应用。

由于此方法用药剂量大，运行费用高，为了降低费用，可用卤水代替镁盐。由于传统除磷脱氮工艺造成氨的浪费，尤其是磷的流失，而目前，磷矿储存量不够人们开采100a，所以我们要积极利用MAP除磷脱氮方法来达到N，P元素的回收利用。 参考文献：

[1]钟理，詹怀宁．D O Hill．化学沉淀法除去废水中的氨氮及其反应的探讨[J]．重庆环境科学，200O，22(6)：54～56．

[2]赵庆良，李湘中．化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮[J]．环境科学．1999，20(5)：90～92．

[3]Stratful I．Scrimshaw M D．Lester J N．Conditions influencing the precipitation of magnesium ammonium phosphate[J]．Water research，2001，35(17)：4191～4199．

[4]Katsuura H．phosphate recovery from sewage by granule forming process（full scale struvite recovery from a sewage works at Shimane Prefecture．Japan）．In International conference on phosphate recovery from sewage and animal waste[C]．UK．Warwick University．1998．

[5]Elisabeth V，Munnc，Keith Barr．Controlled struvite crystallization for removing phosphorus fron anaerobic digester sidestreams[J]．Water research，2001，35(1)：151～159．

[6]Battistoni P，Fava G，Pavan P，et al．Phosphate removal in anaerobic liquors by struvite crystallization without addition of chemicals：preliminary results[j]．Water research，1997，31(11)：2925～2929．

[7]Zdybiewska M W，Kula B．Removal of ammonia nitrogen by the precipitaition method，on the examplee of some selected waste waters[J]．Wat Sci Tech，1991，24(7)：229～234．

篇9

关键词：吐氏酸行业; 高含盐废水; 废水治理

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

中图分类号：[F287.2]文献标识码：A 文章编号：

引言

吐氏酸的化学名称为2-氨基-1-萘磺酸，分子式为C10H9NO3S，分子量为223.25。该物质呈粉红色针状结晶体，是偶氮染料中间体，主要用于生产染料和医药。其生产过程产生的废水有三个难于治理的特性：第一含有高浓度的盐类，约为海水的三倍多；第二是所含有的有机污染物几乎全部为不可生物降解类；第三含有的氨氮浓度极高。该类废水的高渗透压和高浓度盐离子本身对微生物具有毒性使得生物处理技术得到很大程度限制[1]。

处理工艺及实验

1.1 废水水质情况

废水外观呈棕红色、酸性，有氨类刺激性味道。主要污染物成分包括有机物和无机物，有机物主要是生产过程中的中间产物，包括2-萘胺-1-磺酸，2-萘酚-1-磺酸，2-萘酚等，从其化学结构分析这几类物质很难生物降解；无机物主要为盐类，包括Na Cl、Na2SO4、NH4Cl，在水中都呈离子状态，三种盐合计含量为9.7%，分析其中NH4Cl含量过高是导致氨氮含量极高的直接原因。混合废水的水质如表1：

实验部分

试剂与仪器

实验所用水样为吐氏酸工厂现场所取；pHS-3C精密酸度计、721型分光光度计、微型吹脱塔、小型吸附柱、生物法试验装置、普通曝气机；驯化污泥为察尔汗盐湖所取、专用吸附树脂、硫酸与氢氧化钠等。

实验方法

采用二级吸附+二级吹脱+生物处理技术，实验过程严格模拟实际工程。其关键环节在于污泥的驯化，将污泥先加入生活污水，两天后逐步加入已经经过吸附和吹脱处理并经过pH、水温调解的工业废水试样，加入过程跟踪检测COD数值和污泥浓度，使之维持稳定的去除率和污泥浓度。

污水处理工艺流程

吐氏酸废水最大特点是含有高浓度的盐类，约为海水的3倍，如此高浓度的盐决定了不能够采用传统的生物处理方法，因为普通的微生物在如此高的盐浓度废水中无法生存，而排放标准对COD和氨氮都有严格要求，这就使得问题很复杂。针对此种废水的特点，我们经过反复论证、大量的实验，确定了一个治理的思路。按照实际工程其工艺流程见图1。

1.4检测方法

分析项目及检测方法见表2

结果与讨论

2.1 处理后废水的污染物浓度

2.2COD去除分析

吐氏酸行业COD一般为4000~8000 mg/L，大部分为难生物降解有机物，更重要的是其达标的难点在于高浓度的盐类限制了生物法的使用；而吐氏酸废水中有机物大部分为吐氏酸成品和其原料，其回收价值很大。基于以上两点原因，我们的思路是采用吸附法回收，进而去除大部分有机物，针对吐氏酸废水中有机物的结构特性，实验选用了吸附效果好且解吸性能良好的树脂，经过重复的比对实验，结果为原水（不进行调解）经过吸附后再调节pH至微碱性进行二级吸附效果最佳。数据见表4，经二级吸附后COD降至700以下，大大降低了后续处理的难度。在经过厌氧菌和好氧菌的驯化，经生物处理后COD完全可以达标。

2.3 氨氮去除分析

从表1中也可以看出，废水中氨氮含量极高，而国家一级标准对排入自然水体的废水浓度要求非常严格，不得超过15.0mg/L。因此氨氮的去除同样是本实验的关键因素。所采用的方法是二级吹脱+生化处理，由于吹脱程序废水需要在pH=11、温度≥25℃条件下效果显著，所以一级吸附后进入调节池调解适合的pH和水温后二级吹脱，而吹脱始终都不能将其处理达标，还需要进行生物处理。实验效果见表5

结论

对于本方案关键环节之一在于生化系统，不是因为要求生化系统对COD、氨氮有很高去除效率，而是因为生化系统采用的特殊菌种即嗜盐菌，嗜盐菌一般生长在盐湖、盐场和海洋中。与不含盐废水做平行对照实验，发现盐类对活性污泥有明显的抑制作用，经一定时间驯化，污泥浓度逐渐升高，对COD和氨氮的去除作用明显加强。故采用嗜盐菌微生物处理含盐废水理论上是可行的。

本方案关键环节之二在于吸附法是否能对COD有明显的去除效果。而选用的吸附树脂型号比较重要，原则就是尽量选用与废水中污染物成分分子结构相类似的吸附树脂。而有些污染物在酸性条件容易吸附，有些污染物在碱性性条件容易吸附，对不同废水应探索其适宜的pH值吸附条件。

吐氏酸行业废水较难处理，主要为高盐、高氨氮及难生物降解COD。我们对吐氏酸废水的深入研究并不是局限于这个行业，目的是探索一条含高浓度盐的难治理废水的思路。通过大量实验，证明了技术上的可行性，为工程上的应用起导向作用。

参考文献：

[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，污水综合排放标准[S].

篇10

【关键词】流动注射法；地表水；氨氮

1 前言

氨氮是我国地表水常规监测项目，其普遍存在于地表水与地下水中，主要来源为生活污水中含氮有机物受微生物作用的分解产物，某些工业废水以及农田排水等。在有氧环境中，水中氨可转变为亚硝酸盐，甚至继续转变为硝酸盐。氨氮含量高时会导致鱼类死亡。测定水中各种形态的氮化合物，有助于评价水体被污染和“自净”状况[1]。随着氨氮在环保监测项目中重要性的加大，建立一种简单，快捷的测定方法是十分必要的。

水体氨氮的传统测定方法主要有纳氏比色法、气相分子吸收法、苯酚-次氯酸盐比色法和电极法等。这几种方法存在需作相应的预处理，操作复杂，灵敏度不高等缺点。随着分析技术的发展，流动注射分析技术正越来越多地在科研和生产中得到应用[2]。本文初步探讨了用AA3连续流动注射仪测定地表水中氨氮。

2 连续流动分析仪测定氨氮原理

2.1 方法原理

在柠檬酸三钠缓冲溶液中，样品与水杨酸钠和次氯酸盐反应，再经加热器37℃加热，加热后，生成蓝色化合物在660nm波长下测定。硝普纳作为催化剂，以增加颜色。

2.2 仪器工作原理

连续流动注射分析仪是标准溶液和样品通过一个自动进样器被蠕动泵吸出流过整个系统，同时泵还连续不断的输送方法所需的试剂，并吸入空气将流体分割成片断，在同样条件下，每个片断在混合圈中充分混合并发生反应。反应后，样品进行比色测定和数据处理。其流程图如下：

2.3 氨氮分析流程图

3 实验

3.1 主要仪器与试剂

AA3型连续流动分析仪（德国BRAN＋LUEBBE）

MT7分析模块和660nm的滤光片

缓冲溶液：溶解40g柠檬酸钠在600ml去离子水中，混合均匀加入1ml聚氧乙烯月桂醚溶液，稀释至1L。

水杨酸钠溶液：溶解40g水杨酸钠在约600ml去离子水中，加入1g硝普纳，稀释至1L并混合均匀。

次氯酸钠溶液：溶解20g氢氧化钠和100ml次氯酸钠在约600ml去离子水中，混合均匀并稀释至1L。

氨氮标准溶液500mg/L：国家环境保护局标准样品研究所

3.2 仪器的测试参数

进样速率60个/小时，进样与清洗时间比 41，平滑度：12

3.3 测定步骤

连接好管路，压好泵盘，打开仪器电源开关，仪器自检完毕后，放好试剂与样品，激活分析方法，调出基线，再对标准曲线的最高浓度点进样，用其反应生成的信息调节仪器的增益，运行所编好的程序（包括基线校正，标准曲线校正、漂移校正和样品测定等），最后打印分析结果。

4 结果与讨论

4.1 标准曲线

将氨氮标准溶液500mg/L稀释至标准使用溶液10mg/L，再分别取标准使用液0，0.50，1.00，3.00，5.00，7.00，10.0ml于50ml比色管中，稀释至标线。标准系列浓度为0，0.1，0.2，0.4，0.6，1.0，1.4，2.0 mg/L。对测定结果进行线性回归取得标准曲线的相关系数为r=0.9991，所得曲线方程为 y=0.993x+0.0074

4.2 方法检出限的测定

本文使用去离子水，重复测定10次，通过计算10次测定结果的标准偏差求得方法检出限为0.003 mg/L。方法的检出限较低。

4.3 准确度和精密度

对国家环境保护总站的不同标准样品进行精密度与准确度实验测定，结果见表1

由表1可以看出：样品相对标准偏差均小于2%，平行性好，精密度高，准确度高。可见AA3连续流动分析仪测定氨氮具有较高的重现性和稳定性。

4.4 实际样品的测定

取不同的地表水样进行加标实验，同时与经典的化学方法比较。结果见表2，

由表2可以看出：AA3连续流动分析仪测定地表水中的氨氮与经典的化学方法之间的差异在10%之内，回收率较高，可以作为测定地表水中的氨氮的方法之一。

5 结论

AA3连续流动注射仪适用于测定地表水中的氨氮，具有线性关系好，检出限低，准确度好，精密度高，试剂消耗少的优点。此方法分析速度达60个/小时，在大批量环境样品的分析过程中，具有明显的优势，大大提高了工作的时效性。

参考文献：

[1]国家环境保护总局《 水和废水监测分析方法 》编委会，《水和废水监测分析方法》（第四版）(M)，北京：中国环境科学出版社，2002。

[2]徐淑坤，方肇伦，流动注射分析(M)，北京：北京大学出版社.1991