处理污水氨氮的方法范文

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篇1

关键词：沸石 污水处理 氨氯

氨氮对人体和水体具有一定的危害,水质指标中氨氮是引起水体富营养化和环境污染的一种重要污染物。去除污水中氨氮的方法有生物硝化法、气体吹脱法和离子交换法”等．生物法无污染，耗能低，但其转换作用缓慢，去除难于彻底；气体吹脱法工艺简单，投资少，但易造成二次污染；而离子交换法却没有以上不足，且反应过程稳定、易控，吸附剂可再生利用，处理成本较低，特别是使用沸石作为吸附剂时．沸石具有稳定的硅氧四面体结构、大小均一的宽阔空间和连通孔道，能够吸附大量的氨氮，因此被认为是最有应用前景的去除氨氮吸附剂．。鉴于沸石有着良好的吸附与离子交换性能,而我国是世界上少数几个富产沸石的国家之一,美、日等发达国家已将沸石应用在污水处理、特效干燥剂、土壤饲料改良剂等方面,而我们大部分停留在出卖原矿为主甚至干脆闲置不用。因此加强对沸石的开发和利用研究非常必要。

沸石脱氨氮技术是近年来引起人们重视的一种生物物化相结合实现污水脱氨氮的新技术，这一技术就是把沸石对铵根离子的选择性吸附能力和生物硝化反硝化结合起来,加强生物脱氨氮系统的性能和效率

一、沸石对污水中氨氮的去除机理

沸石是具有四面体骨架结构的多孔性含水硅铝酸盐晶体,有良好的吸附及离子交换性能;同时沸石比表面积大,对微生物无毒害,易于附着微生物作为生物载体。生物沸石脱氨氮工艺中,一方面沸石用于生物载体富集硝化菌;另一方面沸石通过离子交换作用吸附水中的铵,还有很重要的一方面就是沸石表面生物膜中的硝化菌将吸附在沸石上的氨氮转化为硝酸盐,形成了一个自我吸收、自我消化的循环过程。通过生物方式不但能使沸石不断得到再生,还能提高脱氨氮的硝化性能,利用微生物作用有效地去除氨氮。此时,沸石得以全部或者部分自我再生,可以继续循环使用。生物沸石脱氨氮过程实质是化学吸附、离子交换和生物硝化三个过程。

沸石孔径一般在0.4 nm左右，大于这个孔径的分子和离子将不能进入，而NH4+的离子半径为0.286 nm，很容易进入沸石晶穴内部进行离子交换，沸石对氨氮具有很强的选择性吸附能力，其交换能力远大于活性炭和离子交换树脂。利用沸石的离子交换吸附能力去除污水中的氨氮包括：吸附阶段和沸石再生阶段，沸石再生可分为化学再生法和生物再生法。

化学再生法：用碱或盐溶液（NaOH、NaCl）处理吸附饱和的沸石，以溶液中的Na+或Ca2+交换沸石上的NH4+，使沸石恢复对氨的交换容量。

生物再生法：应用沸石作为微生物载体，使硝化细菌附于其表面生长，这样由于硝化细菌的作用，水相中氨氮浓度逐渐降低，促使交换平衡发生逆转，已被交换吸附在沸石上的NH4+被水中其他阳离子交换下来，被硝化细菌利用。这样沸石的离子交换容量得到了恢复。

沸石再生最常用的方法是化学法，但用该法再生沸石成本太高，且再生系统复杂。因此，目前沸石的生物再生成为研究热点。

二、利用天然沸石去除水中的氨氮

游少鸿[1]等通过实验研究天然沸石对氨氮的吸附作用及其影响因素。结果表明,沸石对氨氮的吸附过程遵循准二级动力学模型;在吸附反应初始阶段(0~180min),沸石对氨氮的吸附速率较大,吸附质量比上升很快;随着吸附反应的不断进行,吸附速率降低,吸附质量比上升幅度较小,在6h后吸附基本达到平衡,吸附质量比保持在230mg/kg左右。30℃、40℃和50℃条件下,天然沸石对氨氮的等温吸附可用Langmuir等温模型拟合,相关系数均达到极显著相关,计算得到的最大吸附质量比由263.16mg/kg增高到370.37mg/kg。随着天然沸石粒径与投加量的减小,沸石对氨氮的吸附质量比显著增加;在pH值为4~8的范围内,沸石的氨氮去除效果变化不大,当pH为中性时,去除效果最好。

陈彬[2]等研究了天然沸石对氨氮的吸附性能,实验结果表明:天然沸石在去离子水、自来水和生活污水中,对氨氮的吸附符合Langmuir和Freundlish吸附等温方程,天然沸石吸附氨氮的焓变为-16.21 kJ/mol,温度对于天然沸石吸附氨氮的影响不大,天然沸石吸附氨氮同时受液膜扩散和颗粒内扩散的影响,在高初始氨氮浓度的情况下,颗粒内扩散是吸附的主要控制因素,在共存阳离子浓度为50 mg/L的条件下,共存阳离子对吸附过程的影响不大,相应的影响顺序为:K+>Ca2+>Na+>Mg2+。

张曦[3]等研究了氨氮在天然沸石上的吸附过程，结果表明，天然沸石对氨氮的最大吸附量可达11.5m g/g；在共存阳离子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处理稀土氨氮污水，结果表明，实验条件下天然沸石氨氮去除率为50%。意大利的Passaglia Ello和GualtieriAlessandrodga[5]研究用天然沸石岩去除污水中的氨氮效果明显，除此而外，将处理完污水的富含氨氮的沸石岩用于改良农业土壤，种植西红柿(用量3kg/m2)可增产16%；用于温室中改良泥炭种植天竺葵，在不施肥的情况下效果也很明显。

三、改性沸石去除水中的氨氮

由于天然沸石所含杂质成分比较复杂，孔道常被Na+、Mg2+、H2O等阻塞，并且相互连通的程度也较差，因此，天然沸石的吸附能力往往达不到要求。为了充分发挥其吸附性及离子交换性，需要将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进展

沸石改性的途径主要有：①高温焙烧。焙烧可清除沸石孔穴和孔道的水和有机物等，使孔道更畅通，有助于离子扩散；②酸、碱或盐处理。酸处理可溶解沸石孔穴和孔道的SiO2、Fe2O3和有机物质等杂质，使孔穴和孔道得到疏通；以半径小的H+置换半径大的阳离子，如Ca2+、Na+等，使孔道的有效空间拓宽，增加吸附活性中心等。酸处理常用的药剂有盐酸和硫酸；碱处理通常采用氢氧化钠；盐处理通常采用氯化钠、氯化钾、氯化铵等[6-7]。

江乐勇[8]等采用吸附法去除水中的氨氮，对天然吸附剂沸石进行盐热改性处理。结果表明，经过盐热改性后的沸石脱氮能力提高了37.12%，其最佳的改性条件：质量浓度百分数2.0%的NaCl浸渍2 h，焙烧温度500℃，焙烧时间0.5 h。

李晔[9]分别采用加热、酸、碱和盐对天然沸石进行改性，结果发现经硫酸和盐酸改性的沸石去除氨氮效果不明显；用浓度不超过2mo1/L的氢氧化钠改性沸石后氨氮去除率由70%提高到80%以上；而用NaCl溶液在恒温70~75℃下水浴加热3h改性沸石，能明显提高氨氮去除率，改性效果优于加热和碱处理。袁俊生[10]等利用经20%NaCl溶液活化的20~40目斜发沸石处理氨氮污水，在污水浓度pH值=5的条件下，沸石对铵的平均全交换容量为12.96mg/g，且交换容量随pH值的增大而降低；循环试验显示，污水氨氮去除率达91.3%，达到国家排放标准。冯灵芝[11]等用酸浸泡、碱浸泡、盐浸泡，以及酸预浸泡后盐浸泡以改性沸石，表明：6%~10%浓度的NaCl溶液改性效果明显，改性沸石的氨氮去除率达95.3%；酸浸改性沸石对氨氮的去除效果明显优于碱浸改性沸石，但酸液预浸泡不能改善沸石对氨氮的吸附性能，且在2h的浸泡时间下，随酸溶液浓度升高，改性沸石的氨氮吸附效果降低。董秉直[12]研究腐殖酸对改性沸石去除氨氮效果的影响，结果表明：浓度为1mol/L的盐酸浸泡200目的天然沸石12h，经过氯化钠溶液内浸泡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，对氨氮的去除影响也越大。吴奇[13]系统研究了不同改性方法对沸石去除氨氮效果的影响。结果表明：采用质量分数为7%的NaCl溶液改性的沸石最适合于处理氨氮污水，去除效率较未改性沸石提高约20%；碱热熔―碱水热法改性沸石和热活化沸石均不适于去除氨氮污水。

李晔[14]等研究了多孔改性沸石球形颗粒的高温烧成制备方法:按照m(改性沸石)∶m(优质煤粉)∶m(可溶性淀粉)配比的原料加入一定量的水，搅拌后充分捏练，手工成球，90~100℃烘干2h，再放入高温电阻炉中550℃烧成，结果表明：多孔改性沸石球对污水中氨氮的去除率达到80%以上，并且具有较高的强度，能够满足一般水质处理的应用要求。

2.吸附动力学及机理研究

常卫民等[15]对沸石的吸附性能进行了实验研究，探讨了沸石投加量、接触时间、沉降时间等因素对其去除氨氮效果的影响。结果表明，在常温下，pH值约为7时，去除水中氨氮的最佳处理条件为：搅拌20 min，静置30~45min。含氨氮水样浓度为10mg/L时，按氨氮：沸石量比为1：1000投加沸石时，氨氮去除率达70％以上。

丁仕琼[16]等研究了在不同改性条件下沸石对氨氮的去除效果，结果表明：0.3 mol/L的NaCl溶液在100℃下对沸石的改性效果最佳，氨氮去除率可达87.9%。

江[17]研究了盐、酸和稀性天然沸石对NH4+吸附动力学。结果表明，改性对NH4+的吸附符合Freundlich方程。M.Sarioglu[18]研究了天然沸石和经过酸处理改性的沸石对氨氮的吸附动力学，实验考察了不同的接触时间、不同NH4+浓度、不同流速和不同pH值条件下的吸附量，并得到了吸附等温曲线。杨胜科[19]等研究了改性沸石去除地下水中氨氮的机理，研究结果表明:改性沸石使受氨氮污染的水质被大幅度地改善，影响沸石去除氨氮的主要因素包括沸石与含氨氮溶液作用时间、沸石用量、溶液中氨氮浓度、沸石粒度和溶液温度等，改性沸石去除氨氮的机理主要是由离子交换作用和吸附作用共同完成的，而以离子交换为主。赵丹[20]等的研究结果表明：采用饱和氯化钠改性制备得到的粒径为0.5~0.8mm的改性沸石对水中NH4+的吸附等温线能较好地吻合朗格缪尔和Freundlich方程，改性沸石对NH4+的选择性随着pH值的升高而降低。

四、动态实验及复合除氨氮研究进展

崔志广[21]等将沸石作为生物滤池的填料，与混凝沉淀、超滤组合后用于处理微污染地表水，考察了其对污染物的去除效果。结果表明:该组合工艺对氨氮有较好的去除效果，出水氨氮在0.5 mg/L以下，去除率可达90%;对有机物也有较好的去除效果，出水CODMn在2 mg/L左右，去除率约为60%，出水水质达到了《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)的要求。该工艺对氨氮的去除主要由沸石生物滤池完成，而沸石生物滤池、凝沉淀及超滤均能去除CODMn，贡献率分别为49.6%、30.9%、19.5%。

张敏[22]等采用有机玻璃交换柱，以固定床连续进水方式研究了沸石去除微污染水源中氨氮。实验使用的沸石粒径为0.8~1.5mm，密度为1800kg/m3，交换容量为15.4mg/g，水流速度为10m/h。结果表明，氨氮去除率随进水浓度升高而上升，当进水浓度小于1mg/L时，沸石床层积累到一定NH3-N浓度时还可能会出现氨氮“反吐”现象。

刘玉亮[23]通过静态、动态和再生试验方法，对天然斜发沸石与粉末活性炭、颗粒活性炭和硅藻土四种离子交换剂对氨氮的交换效果进行了比较。结果表明：用天然斜发沸石处理低浓度的含氨污水比其他几种离子交换剂具有明显优势。

李旭东[24]等对沸石芦苇床去除农田回归水和农村生活污水组成的混合污水中的氨氮进行了中试研究，结果表明，在0.6m/d的水力负荷下，系统对总氮、氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮的平均去除率冬季和春季分别为38.9%和58.2%，93.11%和78.84%，10.01%和48.99%，38.81%和98.45%。春季运行效果明显好于冬季，在相同条件下，总氮、氨氮和硝酸盐氮去除率比砾石芦苇床分别高28%、67%和35%。沸石对氨氮的吸附、离子交换、微生物的硝化、反硝化作用是沸石芦苇床系统去除氮的主要途径。

饶俊[25]通过将改性沸石和活性炭配合使用，深度处理饮用水，进一步去除水中的有机污染物。采用1mol/L的NaCl溶液和粒度为0.9~1.25mm天然斜发沸石进行改性，改性沸石在有机玻璃柱的充填高度为425mm，反冲洗时间为30min，改性速度为0.3m/h，改性时间为12h。结果表明：改性沸石替代部分活性炭作为吸附剂深度处理饮用水是可行的，技术指标与单独使用活性炭处理时相当，有的甚至优于活性炭。严子春[26]等利用沸石与活性炭的吸附性能有互补的特点，研究了沸石与活性炭(GAC)组合的新工艺。试验结果表明，沸石对CODMn的去除率在10%左右，对浊度、氨氮、三氯甲烷的去除率分别在60%、95%和40%以上。沸石―活性炭组合工艺对水中苯酚、阴离子洗涤剂(LAS)和三氯甲烷的去除率分别在60%、89%、99%以上。

生物沸石脱氨氮技术是近年来引起人们重视的一种生物物化相结合实现污水脱氨氮的新技术，这一技术就是把沸石对铵根离子的选择性吸附能力和生物硝化反硝化结合起来，加强生物脱氨氮系统的性能和效率。Wilderer等[27]对以沸石作为生物膜载体的SBR(序批式生物膜反应器)系统进行研究。在系统运行期间,通过在高峰负荷时期的吸附、离子换及吸收过程和在低峰负荷时期的生物代谢解吸过程，对冲击负荷有一定的缓冲作用,可以实现出水稳定的达标排放。汪胜等[28]利用沸石容易吸附有极性的分子和细菌即对细菌的富集作用，研制一种生物沸石滤池，并将它应用于处理污染水源水中的氨氮、CODMn等污染物，中试结果表明，实验条件下对氨氮、CODMn、浊度、铁和锰的去除率分别为75.2%、31.8%、27.8%、31.6%、48.2%。

五、生物沸石脱氨氮技术展望

沸石是一种天然矿物,具有成本低、处理效果好的特点,在水污染处理中应用可以降低处理的成本;应用沸石的处理设备比较简单.沸石用于去除氨氮、有机污染物质、金属元素、射性物质、杀菌等都有明显的效果,可以用于处理污水,是一种有发展前途的水处理材料.但是,目前对沸石改性处理还存在一些问题,影响了沸石的利用,应考虑复合的办法活化达到更好的处理效果。

沸石的微孔结构适合微生物生长繁殖,因而可成为一种优良的微生物载体,将其应用到污水脱氮领域,不仅可以发挥其优良的吸附性能,而且能利用微生物作用有效地去除各种形态的氮,在这一过程中,沸石可以连续生物再生,长期循环使用,因此,生物沸石具有广阔的发展和应用前景。

生物沸石脱氨氮技术是一种具有广阔前景的应用技术,国内外对生物沸石的研究主要集中于处理城市污水厂二级出水、微污染水源水、村镇生活污水等,处理后出水可以达到相关标准,而对出水氨氮浓度较高的化工污水等并没有相关研究,因此,应该加强生物沸石脱氨氮技术在处理高浓度氨氮污水中的应用研究。

炼油催化剂生产过程中产生的污水氨氮浓度高,先后试验了多种处理方法,但水中的氨氮很难达标。研究经济合理的工艺去除催化剂生产污水中的氨氮是紧迫而实际的。沸石吸附可作为组合工艺予以试验。

初步的研究结果表明,生物沸石脱氨氮技术具有很好的缓冲氨氮进水冲击负荷的能力。了解生物沸石脱氨氮技术的国内外研究进展以及在其它行业污水中的应用,研究生物沸石在去除制革污水氨氮过程中的应用非常重要。

我国有丰富的沸石矿物资源，目前大多数用于滤料，在水处理领域的应用受到限制，建议学习国外先进技术并加强沸石在水处理领域的研究，包括沸石改性及基础理论，以及复合方法去除水中氨氮的研究，同时加大对资源开发的资金投入，加速成果转化，实现沸石资源的合理利用。

六、结语

沸石具有对氨氮有较好的离子交换吸附能力、微生物易附着等特性，且易开发、价格低廉、无毒副作用，在处理氨氮污水方面有较好的应用前景。国内外研究者对沸石在各种水处理工艺方面的应用进行了研究，得到了很多有价值的结果。沸石在减轻冲击负荷、减少抑制因素对好氧或厌氧处理工艺的影响方面有明显作用，并能提高系统整体处理效率；在其他工艺应用中均表现出对NH4+-N的较强的去除效率，并可通过生物膜硝化再生得到交换吸附能力的恢复。

目前沸石对氨氮污水的研究大多数都处于实验室或中试研究水平，在实际工程中尚未有大规模应用。还可以在一些方面开展更深入的研究：应用沸石改良传统处理工艺、优化工程设计及处理流程；应用统计分析研究多因素对沸石处理系统影响；应用分子生物学深入研究沸石工艺中的交换吸附和再生机理，优化工艺设计和运行方式等。

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篇2

关键词：催化剂废水；A/O；生物流化床；

中图分类号：X703 文献标识码：A

1 前言

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

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

2 试验

2.1试验目的

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

2.2试验水质

设计进水量30m3/h，生化阶段进出水水质见表2-1。

表2-1生化池进出水水质单位：mg/L

项目 CODcr NH3-N SS

设计进水质 ≤300 mg/L ≤180mg/L ≤200mg/L

设计出水质 ≤60 mg/L ≤15mg/L ≤70mg/L

2.3试验生物填料

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

2.4试验方法

表2.2 试验方法

序号 项目 试验方法

1 CODcr 重铬酸钾法

2 NH3-N 纳氏试剂分光光度法

3 试验分析

3.1填料挂膜及调试阶段

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

3.1.1填料挂膜

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

3.1.2填料挂膜前后对比

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

图3.1 填料挂膜前 图3.2 填料挂膜后

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

3.1.3挂膜调试阶段运行效果分析

1）挂膜调试阶段氨氮处理效果分析如下图3.3所示：

图3.3 填料挂膜阶段氨氮处理效果

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

2）挂膜调试阶段CODcr处理效果分析如下图3.4所示：

图3.4 填料挂膜阶段CODcr处理效果

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

3.2稳定运行阶段

3.2.1稳定运行阶段氨氮处理效果分析

稳定运行阶段氨氮处理效果分析如下图3.5所示：

图3.5 稳定运行阶段氨氮处理效果

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

3.2.2稳定运行阶段CODcr处理效果分析

稳定运行阶段CODcr处理效果分析如下图3.6所示：

图3.6 稳定运行阶段CODcr处理效果

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

3.3大流量运行下处理效果分析

3.3.1大流量运行下氨氮处理效果分析

大流量运行下氨氮处理效果分析如下图3.7所示：

图3.7 大流量运行下氨氮处理效果

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

3.2.2 大流量运行下CODcr处理效果分析

大流量运行下CODcr处理效果分析如下图3.7所示：

图3.8 大流量运行下CODcr处理效果

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

4 结论

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

篇3

关键词：膜法处理；高浓度；氨氮废水；聚丙烯中空纤维膜；

中图分类号：U664.9+2 文献标识码：A 文章编号：

引言

水中氨氮主要来源于生活污水中含氮有机物受微生物作用的分解产物，焦化、合成氨等工业废水，以及农田排水等。生活污水中平均含氮量每人每年可达2.5kg~4.5kg，雨水径流以及农用化肥的流失也是氮的重要来源。另外，氨氮还来自钢铁、石化、焦化、合成氨、发电、水泥等化工厂向环境中排放工业废水、含氨的气体、粉尘和烟雾；随着人民生活水平的不断提高，私家车也越来越多，大量的自用轿车和各种型号的货车等交通工具也向环境空气排放一定量含氨的汽车尾气。这些气体中的氨溶于水中，形成氨氮。目前国内外普遍采用物化法、化学法和生物法，这些方法虽各有特点，但也有一定的局限性，或是不同程度的存在着设备投资大，能耗多，运行费用高，或是废水中的氨氮不能回收利用，排放到空气中造成大气污染等问题，国内多采用物化法和生化法，国外以化学法和生物法为主。本文简单的论述了膜分离技术在高浓度氨氮废水中的应用。膜分离技术是20世纪中期发展起来的新型分离技术，和传统的分离技术相比，其具有设备简单、操作方便、分离效率高、温度低、能耗低、环境友好等特点，被广泛应用于化工、环保、电子、轻工、纺织、石油、食品、医药、生物工程、能源工程等领域，已经成为不可替代的单元操作之一。

1、高氨氮废水的特性及危害

1.1 氨氮的特性

水体中的氮元素主要以硝酸氮、亚硝酸氮、氨氮(包括分子态氨和离子态NH4+)和氮气。氨氮在水环境中将参与分解转化环节，如图1。

1.2 氨氮的危害

氮在自然环境中会进行氨的硝化过程，即有机物的生物分解转化环节，氨化作用将复杂有机物转换为氨氮，速度较快；硝化作用是在亚硝化菌、硝化菌作用下，在好氧条件下，将氨氮氧化成硝酸盐和亚硝酸盐；反硝化作用是在外界提供有机碳源情况下，由反硝化菌把硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气。氨氮在水体中硝化作用的产物硝酸盐和亚硝酸盐对饮用水有很大危害。硝酸盐和亚硝酸盐浓度高的饮用水可能对人体造成两种健康危害，长期饮用对身体极为不利，即诱发高铁血红蛋白症和产生致癌的亚硝胺。硝酸盐在胃肠道细菌作用下，可还原成亚硝酸盐，亚硝酸盐可与血红蛋白结合形成高铁血红蛋白，造成缺氧。而水体中的分子氨可经过渗透作用进入生物体内，将血红蛋白中的Fe2+氧化成Fe3+，从而降低血液的载氧能力。其次，氨还能影响水生动物的神经系统与肝肾系统，水生动物的肝肾系统遭受破坏，引起体表及内脏充血、肌肉增生及出现肿瘤，严重的发生肝昏迷以致死亡[1]。

1.1 膜分离技术的特点和发展

膜分离技术是指借助膜的选择渗透作用，在外界能量或化学位差的推动作用下对混合物中溶质和溶剂进行分离、分级、提纯和浓缩。与蒸馏、分馏、沉淀、萃取、吸附等传统的分离方法相比，该技术具有如下特点：(1)膜分离过程未发生相变，因而它是一种能耗低的技术。(2)膜分离过程是在常温下：进行分离，适合于热敏感物质，如酶、果汁等。(3)该技术分离范围广，对无机物、有机物及生物制品都可适用，从微粒级到离子级都适用。(4)膜分离技术是以压力差作为驱动力，该技术所用装置简单，操作方便。

2、用膜处理高浓度氨氮废水方法

2.1 以氨水形式回收氨氦的废水处理技术

去除氨氮的同时可获得浓氨水的氨氮回收技术，不仅可经济有效地分离与回收氨氮，而且能使处理后废水达标排放。杨晓奕[2]等人通过电渗析法处理高浓度氨氮废水，氨氮浓度2000-3000mg/L，氨氮去除率可达到87.5%，同时可获得89%的浓氨水；电渗析法处理氨氮废水的原理是，电渗析器由极板、离子交换膜和隔板组成。当含氨氮废水通入时，在直流电场作用下，产生NH4+和OH-的定位迁移。离子迁移结果使废水得到净化，氨水得到浓缩。此法工艺流程简单、处理废水不受pH与温度的限制、操作简便、投资省、回收率高、不消耗药剂、运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。以氨水形式回收氨氮的污水处理技术，可使氨氮得到充分的回收利用，发挥良好的经济效益。

采用离子膜电解法对高浓度氨氮废水进行脱氨预处理是可行性的，其处理原理是：离子膜电解技术在直流电场作用下，以电位差为推动力，利用离子交换膜的选择透过性，有选择地使部分离子通过离子交换膜，进而与原溶液分离。张梅玲等人[3]将一定量氨氮废水过滤澄清作为阳极区电解液，NaOH溶液作为阴极区支持电解质，在直流电场作用下，NH4+、H+等能通过阳离子交换膜，由阳室向阴室迁移，与阴室的OH-结合，分别生成NH3•H2O和水；同时，在两个电极上发生电化学反应，阳极生成H+以补充阳室迁移出去的阳离子，阴极生成OH-以补充阴室由于与阳室迁移来的NH4+等结合所消耗的OH-。对于氨氮浓度高达7500mg/L的废水，在4V、11L/h、60℃的操作条件下，电解1.5h平均去除率可稳定在58.1%左右，3h去除率接近63.8%，脱除的氨氮可以以浓氨水形式回收，降低处理成本，实现了废物资源化利用。

2.2 将氨氮制成硫酸铵回收利用的废水治理技术

将氨氮制成硫酸铵回收利用的废水治理技术，是向富含氨氮的废水中加入碱液，使废水中的氨以游离态的氨存在，然后采用硫酸吸收氨，以(NH4)2S04的形式回收氨氮。采用空气吹脱加硫酸吸收的闭气氨氮汽提系统是将废水中的氨氮去除，并将氨氮制成硫酸铵回收利用的废水治理技术[4]。此法不但有效地治理了高氨氮废水，还将氨氮回收利用。硫酸吸收系统主要由汽提塔、洗涤塔、风机及相关附属设备组成。其工作原理是：向富含氨氮的废水中加入碱液将废水pH值调为12，加热到一定的温度后，NH4+由废水中释放出来，与废水一起由汽提塔顶进入塔内，可循环使用的净化空气由风机推动从汽提塔下部进入塔内，在汽提塔内形成逆向对流，气、液相在塔内填料层发生传质，废水中的氨氮被从塔底进入的净化空气所吹脱，并随空气携带着从汽提塔顶排出，进入洗涤塔，使到达汽提塔塔底的废水中氨氮含量大为减少，达到污水排放条件。废水中氨氮浓度为5000～8500mg/L，用闭式硫酸吸收法处理后，废水中氨氮脱出率约为99％，排入水沟与不含氨氮的污水混合，进一步降低污水中的氨氮含量，送往污水处理厂进一步处理，有效地解决了原污水排放不合格的问题，极大地缓解了污水处理场的压力。闭式硫酸吸收法处理技术的使用，也减少了氨气的外泄，改善了现场环境，同时得到硫酸铵溶液可回用利用。

聚丙烯(PP)中空纤维膜法处理高浓度氨氮废水，也可将氨氮制成硫酸铵同收利用[5]。疏水微孔膜把含氨氮废水和H2S04。吸收液分隔于膜两侧，通过调节pH值，使废水中离子态的NH4+转变为分子态的挥发性NH3。聚丙烯塑料在拉丝过程中，将抽出的中空纤维膜拉出许多小孔，气体可以从孔中溢出，而水不能通过。当废水从中空膜内侧通过时，氨分子从膜壁中透出，被壁外的稀H2S04吸收，而废水中的氨氮得以去除，同时氨以(NH4)2S04的形式回收。聚丙烯中空纤维膜法脱氨技术先进，二级脱除率>99.4％，适用于处理高浓度氨氮废水，处理后废水能够达标排放。采用酸吸收的方法，可以(NH4)2S04的形式回收氨氮，且不产生二次污染。膜法脱氨工艺设备简单，能耗低，占地面积小，操作方便。

结束语

综上所述，膜分离技术是20世纪中期发展起来的一项新型分离技术。和传统的分离技术相比，其具有设备简单、操作方便、分离效率高、温度低、能耗低、环境友好等特点，在氨氮废水的处理方面有着广泛应用，这将对传统工业的快速发展起到十分重要的推动作用。

参考文献

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[3]张梅玲， 蔚东升， 顾国锋等.离子膜电解去除味精废水中氨氮的研究[J]. 膜科学与技术. 2007， (2): 61-65.

篇4

关键词：水芹（Oenanthe javanica）；生活污水；低温；氨氮；正磷酸盐；去除效果

中图分类号：X799.1；S912 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）01-0043-03

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.01.013

近年来，随着中国经济社会的快速发展，水体富营养化危害日益严重。通常采用物理法、化学法和生物调控法进行富营养水体的治理。由于化学和物理调控方法成本较高，效用时间短，对生态环境本身具有潜在的威胁[1]，生物调控方法受到越来越多的关注和重视。水生高等植物可有效去除污染水体中的氮、磷等营养元素，从而达到净化水体的目的[2]。近年来，一些科研工作者在利用水培植物的吸收作用来净化污水等研究方面取得了诸多成果，证明水生植物在最终修复水生生态系统方面具有很高的实践意义[3]。

水芹（Oenanthe javanica）为伞形花科水生植物，别名楚葵、药芹菜、蜀芹、紫堇，是中国传统水生蔬菜中的重要种类[4]。水芹性喜凉爽，忌炎热干旱，25 ℃以下母茎开始萌芽生长，15～20 ℃生长最快，5 ℃以下停止生长，能耐-10 ℃低温。水芹为《本草纲目》收录品种，并作为贵州苗族、仡佬族的药用材料，具有清热解毒和利水的功能，常用于治疗水肿、黄疸等疾病[5]。研究表明，水芹不仅具有降血压、降血糖和抗糖尿病、抗肝炎的药用效果，还具有明显的减肥功能和防肠癌、防肺癌、防便秘等功能[6]。水芹的传统消费主要以嫩茎和叶柄为食用器官[7]。水芹叶片具有较高的营养保健价值，可在日常饮食消费中推广食用[8]。近年来国内市场水芹消费量呈逐年上升的趋势，北方城市也开始大量消费[9]，具有较为广阔的发展前景。

目前，对水芹净化作用的研究较多。周元清等[10]研究表明，在污水氮素去除中，水芹吸收的贡献率最高为76.7%，是去除污水氮素的重要途径；徐晓锋等[11]研究表明，水芹对污水中总磷的去除率高达95.7%，其吸收作用是主要的去磷机制；另外，有研究[12]表明，不同留茬高度、不同栽种面积的水芹对氮、磷的去除效果不同。由于水芹具有相对较好的低温耐受力，因此其作为水生蔬菜或者水体净化植物都有较好的经济价值和生态价值。对于低温环境下水芹对氨氮、正磷酸盐等营养盐的利用研究还未见报告，因此本试验通过在冬季低温下定量测定污水中氨氮和正磷酸盐的含量，探讨水芹对生活污水中氮、磷的吸收去除效果，旨在为冬季富营养化水体处理、水生生态修复和水生植物栽培提供参考。

1 材料与方法

1.1 材料

试验用水：供试水体采自贵州省铜仁市民族风情园内东面水沟（27°45′20″N，109°12′03″E），主要为酒店及家庭生活污水。

试验水芹选择：水芹采自铜仁市民族风情园水沟内，用清水洗净后在自然曝气自来水中进行适应性培养，培养时间为6 d，除去黄叶和腐根，选取株高9～12 cm、质量（2.0±0.5） g、发育健壮的植株作为试验材料。

1.2 方法

1.2.1 试验装置 试验采用人工模拟的室内试验，在铜仁学院生化系人体解剖实验室内进行。试验共设置总容积为7 L的塑料培养箱12个，其长、宽、高分别为34.0、24.5、18.5 cm，所有试验装置置于室内，光照采用实验室窗户射入的自然光，选用塑料泡沫作为定植板，均匀打孔待用。

1.2.2 试验方法 试验设置3种不同浓度污水，分别为A、B、C 3组，其浓度配比见表1。每组均设置4个重复，其中无水芹对照培养箱1个，有水芹平行试验培养箱3个。向所有试验装置中加入5 L各浓度试验污水，并用记号笔做上标记，先将试验水体静置1 d使试验系统初始状态基本一致，用去离子水补充蒸发的水量后测定各试验装置内水体的初始水质指标浓度。选取经适应性培养后的水芹植株并进行清洗和消毒，用吸水纸吸去根部水分之后进行初始鲜重测量，以每箱（26±1）g的水芹定植于塑料泡沫板上，水芹根部没入污水中。试验时间为2013年12月31至2014年1月6日，试验期间采用自然光照，无调温装置，用去离子水补充蒸发的水量，水温在9～13 ℃，气温在9～16 ℃。试验开始后每天早上9：00对试验水体进行一次采样，测定其水质。

2 结果与分析

2.1 水芹在3组污水中的生长情况

将正常生长、健壮均匀的水芹植株在3组污水中进行培养，试验结束后水芹植株全部存活且均能正常生长，在培养0 d和6 d时测量各组水芹鲜重，结果见表2。由表2可知， B组水芹生长速率最快，培养6 d时鲜重为33.97 g，比初始鲜重增重7.93 g，增长率为30.45%。

2.2 水芹对3组污水中氨氮的去除效果

由图1可知，水芹对各处理组的氨氮吸附效果明显，随着时间的推移各处理组与其对照相比均呈现明显下降的趋势。

3组水体中氨氮去除率见表3，其中水芹对B组水体中氨氮的去除率最高，为59.34%。

2.3 水芹对3组污水中正磷酸盐的去除效果

由图2可知，水芹对各处理组的正磷酸盐吸附效果与氨氮趋势一致，吸附效果明显，随着时间的延长各处理组与其对照相比均呈现明显下降的趋势。

水芹对3组污水水体中正磷酸盐的去除率见表4。由表4可知，水芹对A组水体中正磷酸盐的去除率最高，达44.42%。

3 讨论

在9～12 ℃冬季低温下，水芹在生活污水中均能存活并正常生长，水芹在不同浓度污水中对氨氮和正磷酸盐的最高去除率分别达到59.34%和44.42%，能有效去除污水中氨氮和正磷酸盐的含量，表现出很好的耐污性，对生活污水有一定的净化能力。

3.1 水芹对氨氮的去除效果

氨氮是以游离氨态氮或铵盐态氮形式广泛存在于地下水和地表水中，水体中氨氮的含量是评判水体污染程度的重要监测指标，其来源主要是生活污水中含氮的有机物受微生物的分解作用而生成。水体中氨氮去除的主要途径为植物的吸收和微生物的脱氮作用[15]。本试验中3组浓度污水中对照组氨氮含量趋于不变，说明对照组生活污水中微生物对氨氮的作用效果不明显，与曾爱平等[16]试验时空白组氨氮含量在前期时变化不大的试验结果相一致。试验组氨氮含量与对照相比明显下降，这是由于水芹植株生长时对营养的大量需求，导致氨氮被快速吸收利用。试验中水芹对B组污水的氨氮去除率最高，而余世金等[17]试验时则表现出试验组氨氮去除率随污水浓度增加而增大，形成这种差异的原因可能是除了有水芹的吸收作用外，还有一部分微生物参与到氮素循环之中。水芹改变了水体环境如温度、溶氧量、pH等，同时改变了微生物的生长状态。水芹根部为微生物提供附着场所，水芹根系分布密度、多少影响了水体中微生物的生长繁殖及活性。

3.2 水芹对正磷酸盐的去除效果

废水中的磷包括有机磷和无机磷，无机磷可分为正磷酸盐和缩合磷酸盐两大类，其中正磷酸盐也称活性磷酸盐，通常磷呈正磷酸盐的形式被植物吸收[18]，植物根系吸收正磷酸盐来进行自身组织合成和生长。在本次试验中，对照组正磷酸盐的含量趋于不变，而试验组的含量均有明显下降，且浓度越高去除率越高，与黄田等[19]的试验结果相一致。水芹根部呼吸作用需要大量的磷，水芹通过根系不断吸收正磷酸盐，水体浓度越高，其去除率越高，综合推断水体中正磷酸盐含量下降的主要原因是水芹的吸收作用。

此次试验中，水体中微生物的数量、活性未能被有效地测定，水芹吸收和微生物作用对去除氮、磷的贡献率，水芹的生长发育、生理指标、具体吸收作用机理和过程以及微生物的作用还有待进一步试验研究。

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篇5

关键词：氨氮含量较低污水；厌氧氨氧化；影响因素

当前，我国城市污水中C/N比值普遍偏低，再加上我国污水排放标准逐渐提高，传统脱氮工艺难以实现污水总氮、氨氮达标。厌氧氨氧化作为新型生物脱氮技术，能够分别以污水中的氨、亚硝酸盐作为电子供体、受体，并在厌氧状态下将污水中的氮除去。和传统脱氮工艺相比较，厌氧氨氧化不但不需要外加碳源，能够节约50%碱消耗量、62.5%供氧量，且短程硝化的产泥量约为传统脱氮工艺的15%。但是，厌氧氨氧化也存在着厌氧氨氧化工艺细菌生长速度相对缓慢，污水中氨氮含量高，脱氮需于无单质氧状态下进行等缺点[1]。为拓展厌氧氨氧化的应用范围，将其应用于氨氮含量较低的污水之中，我单位展开影响氨氮含量较低污水厌氧氨氧化的因素研究，现总结报告如下。

1 材料与方法

1.1 装置

实验装置使用有机玻璃制造的下向流生物膜滤池，高2m，内径7cm，填料为粒径2.5-5mm的页岩颗粒，填料高度1.6m。

1.2 试验原水

实验选择我单位所在地污水处理厂沉池出水，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，水温：25-28℃。

1.3 细菌培养

接种污泥选择主要含硝化细菌的污泥，为达到厌氧氨氧化工艺要求，实验进程中需在原水中加入亚硝酸盐。进水中NH3-N：NO2-N=1：1.3，滤速：2.49m/h。培养2-3个月，当原水中NH3-N维持40.12mg/L，滤池NH3-N稳定去除率≥98%，培养结束。

1.4 分析指标

分析COD、TOC、IC、NH3-N、PH值、NO2--N、温度等指标。

2 结果及分析

2.1 NO2--N对厌氧氨氮氧化的影响

随着进水中 NO2--N浓度的不断增加，去除氨氮的速率也逐渐增加，当 NO2--N达到120.43mg/L时，去除氨氮的速率也达到最大值3.30mg/L・min，当去除氨氮的速率达到最大值后，若继续增加进水中NO2--N的浓度，去除氨氮的速率却不增反降，但是去除氨氮的速率仍然比NO2--N浓度为61.23mg/L时去除氨氮的速率高。这充分说明NO2--N的浓度对厌氧氨氮氧化需控制在一定浓度范围内，浓度越高，厌氧氨氮氧化速率就越快，当达到峰值后，浓度越高反而会抑制厌氧氨氮氧化速率的特点。究其原因主要为，在未达到峰值前，随着NO2--N浓度的逐渐升高，参与厌氧氨氮氧化的细菌活性逐渐增加，当达到峰值后，尽管参与厌氧氨氮氧化的细菌活性被抑制，但其活性并没有完全丧失，反而维持在较高的水平。

2.2 碳对厌氧氨氮氧化的影响

2.2.1 无机碳对厌氧氨氮氧化的影响

随着进水中无机碳浓度的不断增加，去除氨氮的速率也逐渐增加，当无机碳达到56.03mg/L时，去除氨氮的速率也达到最大值5.01mg/L・min，当去除氨氮的速率达到最大值后，若继续增加进水中无机碳的浓度，去除氨氮的速率却呈现出逐渐下降的趋势。在一定浓度范围内，适当增加无机碳的浓度能够促进厌氧氨氮氧化的进行，当反应速率达到峰值后再增加无机碳的浓度，其反应速率将随着无机碳浓度的增加而逐渐下降。其原因主要为，当无机碳的浓度在一定范围内，厌氧型氨氮氧化细菌将大量繁殖，进而促进反应的快速进行。当无机碳的浓度超过一定范围，异养型反硝化细菌将大量繁殖，并争夺厌氧型氨氮氧化细菌生长繁殖的基质，从而导致厌氧氨氮氧化速率下降[2]。

2.2.2 有机碳对厌氧氨氮氧化的影响

在保证进水中氨氮浓度不变的情况下，当进水中有机碳的浓度越高，去除氨氮的速率却逐渐下降。有机碳的浓度对于厌氧氨氮氧化反应具有抑制作用。究其原因，主要包括两个方面：（1）厌氧氨氧化细菌为化能自养型专性厌氧菌，在有机碳存在条件下时，反应容器内异养菌的繁殖速度远大于厌氧氨氧化细菌，异养菌占有的基质就越多，从而对厌氧氨氧化细菌的繁殖形成抑制作用，并且有机碳浓度越高，异养菌的繁殖速度越大，厌氧氨氧化数量就越少，厌氧氨氧化效率就越低。（2）大量繁殖的异养菌对NO2--N产生竞争性争夺，导致厌氧氨氧化细菌能够利用的NO2--N显著减少，致使厌氧氨氧化速率降低。本研究还发现，在较高无机碳浓度条件下，厌氧氨氧化细菌在较短时间内的生长繁殖尽管被抑制，但生长繁殖仍然可以进行，但当较高无机碳浓度持续时间在14d以上，厌氧氨氧化细菌的生长繁殖能力则会完全丧失，即使无机碳浓度降低，厌氧氨氧化细菌的生长繁殖能力也无法恢复[3]。

2.3 温度对厌氧氨氮氧化的影响

在维持进水NH3-N不变的条件下，在15.00-28.00℃温度范围内，随着温度的逐渐升高，去除氨氮的速率也逐渐增大，此外，在进水的温度发生变化时，反应滤池内氨氮容积负荷率也随着水温的变化而变化，水温逐渐升高，容积负荷率也随之逐渐升高，反之，水温逐渐降低，容积负荷率也随之逐渐降低。这充分说明，在一定温度范围内，厌氧氨氧化细菌对于温度的变化非常敏感，温度升高，厌氧氨氧化细菌活性增加，温度降低，厌氧氨氧化细菌活性降低，可见，低温环境对于厌氧氨氧化反应具有抑制作用。郑平等学者研究发现，厌氧氨氧化细菌活性较高的温度范围为30℃-40℃，温度高于40℃或者低于15℃，厌氧氨氧化细菌的活性就会显著降低。本研究结果与上述研究结论基本一致，为郑平等学者的研究提供了支撑。

2.4 pH对厌氧氨氮氧化的影响

当进水pH值介于6.5-7.0之间时，去除氨氮的速率基本无变化，当进水pH值逐渐增大至弱碱性时，去除氨氮的速率逐渐增大，当进水pH=8时，去除氨氮的速率达到峰值，再继续增加进水pH值至8.5，去除氨氮的速率则显著降低。这充分说明，厌氧氨氧化反应最适合的pH值约在8左右，保持弱碱性环境，能够提高厌氧氨氮氧化反应的速率。Strous等学者研究发现，由于厌氧氨氮氧化反应是于自养型细菌的作用下进行的，在反应进行过程中，必须一定的二氧化碳作为碳源才能维持反应的进行，尽管厌氧氨氮氧化细菌异化作用对pH值不会产生影响，但是自养型细菌却能够固定二氧化碳导致环境pH略增大，并且在这种弱碱性环境中活性最大。为此，尽管大多数学者认为在厌氧氨氮氧化过程中无需使用酸碱中和剂，但是本研究发现，保持环境为弱碱性能够促进厌氧氨氮氧化反应的发生。

3 结束语

总之，NO2--N、碳、温度、pH均会对氨氮含量较低污水厌氧氨氧化产生一定的影响，为此，在氨氮含量较低污水厌氧氨氧化处理过程中，必须对这些因素的影响进行充分考虑，提高厌氧氨氧化的反应速率，进而达到处理氨氮含量较低污水处理的目的。

参考文献

[1]付丽霞，吴立波，张怡然，等.低含量氨氮污水厌氧氨氧化影响因素研究[J].水处理技术，2010，36（4）：50-55.

篇6

关键词：饮用水氨氮水质标准

一、 饮用水中氨氮问题的现状及原因

中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所副所长白雪涛研究员，对自来水中可能存在的污染物的危害进行了分析，他说：这些化合物污染水体后不但会使水的感官性状恶化，产生异嗅和异味；还可引起人体慢性中毒，破坏骨髓造血功能，导致肝、肾损伤，损害神经系统、免疫系统，甚至致癌、致畸、致突变。 其中，氨氮含量超标对于饮用水的污染也在严重危害人们的健康。

现代生活中各种因素导致地表水体中的氨氮浓度达到了一个较高的程度，比如城市人口越来越集中，城市污水尚未得到有效处理，工业生产过程中经常会有事故发生，以及在农业生产中大量使用化学肥料等等。在20世纪末期的环境状况公报中的统计数据显示，我们国家的地表水环境除了长江、珠江，七大水系都有严重的污染情况，并且存在水质逐年下降的趋势，氨氮在地表水体超标污染物中的出现频率很高。这对我国饮用水的安全问题构成了威胁，了解造成饮用水中的氨氮浓度过高的原因，以及研究如何解决饮用水中氨氮的方法尤为重要。

时至今日虽然未曾有过饮用水中由于氨氮而损害人的健康方面的报道，可是在地表水体中如果氨氮含量过高的话，依然对水生生物有毒害影响，其中存在于水中的非离子氨（NH3）是造成毒害的主要原因。氨氮在水中有两种存在形式，分别是非离子氨（NH3）和铵根（NH+4），二者之间的比例是以铵根为主，由水的PH值以及温度影响。NH3转化为亚硝酸盐，硝酸盐，亚硝酸盐与蛋白质反应生成致癌的亚硝胺。饮用水中硝酸盐亚硝酸盐含量高的话，就可能会引发身体疾病，损害到人体的健康，也就是可能会诱发高铁血红蛋白症。由于氨存在硝化的过程，所以如果饮用水中的氨氮浓度过高的话，就会可能产生大量的亚硝酸盐，比如，现在我国多层建筑越来越多，大部分都是在屋顶安装有水箱，就很容易对人体的健康造成威胁，并且，这种屋顶的水箱很容易被二次污染，也很容易形成死水的现象，水在屋顶的水箱里长时间保存，等用户要用的时候，水箱中的亚硝酸盐的含量已经增加了，从而对人体造成危害。除此之外，氨氮浓度过高的情况下也会和氯产生反应，就会大量增加消毒剂对水进行消毒，而且会产生使人厌恶的嗅和味。

二、氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮的相互关联及其危害

1氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮的来源

（1）城市生活污水中的食品残渣和含氮有机物被微生物分解、农田排水、农作物生长过程中氮肥的使用都会产生氨氮，并且和污水一起排入城市的污水处理厂或者直接排入水体中。

（2）亚硝酸盐和氨的相互转化

氨在有氧条件下的水中可以被转化为亚硝酸盐，亚硝酸盐生成硝酸盐的同时在厌氧条件下被微生物作用转化为氨。

（3）水泥厂、化肥厂、发电厂等化工类工厂以及汽车尾气都排放含有氨的烟雾、气体和粉尘，其中的氨溶于水之后转化为氨氮。

2氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮的危害

（1）影响健康

在条件满足的情况下，氨氮在水中会转化为亚硝酸盐，而亚硝酸盐会和蛋白质反应生成亚硝胺，亚硝胺是一种强致癌物质，如果长期饮用这种被污染的水会对健康十分有害。

（2）影响生态环境

水的PH值和水温直接影响氨氮毒性，ph值和水温越高，氨氮的毒性就越强，对鱼类有类似亚硝酸亚的危害。氨氮对水生物含有危害作用的主要原因是游离氨，跟铵盐相比，游离氨的毒性能大上几十倍，并且碱性越强，毒性越大。氨氮中毒有慢性氨氮中毒和急性氨氮中毒之分。慢性中毒状态会出现生长减慢，组织损伤，摄食降低，降低氧在组织间的输送。水中氨氮含量影响最大的还是鱼类，能直接导致鱼类死亡。急性中毒状态会出现水生物亢奋，在水中丧失平衡、抽搐，甚至导致水生物的死亡。

三、 降低饮用水中氨氮浓度的方法

控制水源的污染是解决氨氮问题的根本方法，以当前的客观条件来看，在自来水厂中采用强化处理效果、增加处理工艺的方法来去除原水中的氨氮是很有必要的。当下如果采用最经济，效果最好的方法还是生物法预处理。所谓生物法处理，说的是将生物处理工艺安排在常规处理工艺之前，利用微生物新陈代谢的现象初步来去除水中的氨氮，以及水中的有机物和硝酸盐氮亚硝酸盐氮的含量，如此方法可以改善水的沉淀性能以及混凝，同时对常规处理工艺的负荷也有减轻，对物化处理工艺的使用容量和周期有所增幅，节约处理经费，而且，经过可生物降解物质的处理后，水中导致突变物质的前驱物质和细菌在配水管网中反复滋长的可能性都相对减少。生物转盘、生物滤池、生物活性炭滤池和生物接触氧化池等是眼下已经研究成功的生物处理技术。还有一些相关供水单位使用折点加氯去除氨氮的方法，值得注意的是，在原水存在有机物污染的前提下，此方法产生的大量有机氯化物会使水的安全性降低，所以大部分情况下此工艺不被提倡。

四、 结论

我国地表的水污染情况在当下是比较严重的，饮用水源大部分被氨氮污染。水源中氨氮浓度较高说明水体将存在新的有机污染，饮用水中氨氮的存在会产生嗅味问题，还会影响到管网末梢的亚硝酸盐问题。当下在饮用水中氨氮浓度的问题上很多欧洲国家都有比较严格的界定。对饮用水水源中氨氮浓度的方面我们国家也有相关限值，可是当下自来水厂采用的饮用水标准GB 5749-85却没有明确限制水源中氨氮浓度的问题，我们应当逐渐控制饮用水中氨氮浓度的含量。解决饮水中氨氮浓度问题的根本方是法想办法控制水源的污染，可是当控制污染力度不足以解决问题的前提下，只能加强相关供水单位的除污能力，当下解决氨氮问题最经济、最有效的方法应该说是生物法处理技术了。

值得特殊强调的问题是，地下水的水质动态是和地表水的水质相互联系相互影响的，因为地表水会通过各种途径渗入到地下，这时地表水就变成了地下水。虽然地下水被污染的过程是一个缓慢的过程，因为污染物在下渗过程中被各种阻碍物吸附、分解、截留、阻挡，地层越厚，对污染物的截留量就越大，但是，如果这样长年累月得往下渗透，总是会把地下水污染的。所以，如果地下水被污染了，就算是查明了污染源头，但是要想使地下水恢复过来仍需要较长的时间，这是因为已经下渗的污染物仍留在地层中，它们还要继续往下渗透，并且地下水的流动速度相当缓慢，溶解氧的含量比较低，含微生物也很少，因此自净能力比较弱。因此想要将地下水进行治理，需要十几年的时间来努力，甚至几十年才会成功，受工业废水和生活污水污染的地下水，一般表现为钙盐、镁盐、氯化物、硝酸盐显著增加，其有毒污染物主要有酚、氰、汞、铬、砷、石油及其他有机化合物。除此之外，在地表堆积着的工业废渣以及生活垃圾等的可溶性成分也会随雨水渗入地下，污染地下水。所以，解决地表水氨氮污染问题势在必行。

参考文献：

［1］中国环境状况公报［J］.中国环境年鉴，1996，88-89.

篇7

关键词：电厂循环冷却排污水；外排处理；污水处理；SBOT；臭氧-活性炭过滤

1试验流程

选择某电厂循环冷却排污水（水量为7000m³/d）进行试验分析，污水外排需要满足《城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》（DB33/2169—2018）的相关要求，目标水质的pH标准值为6～9。试验流程为排污水—进入集水池—在SBOT单元曝气—投入混凝剂，泵后投入助凝剂—进入澄清池—进入滤池—进入中间水池—经过提升泵提升至臭氧氧化塔—进入活性炭滤池—污水外排[1]。

2试验与分析方法

2.1试验方法

（1）SBOT运行。第一阶段，将水注满，并加入300kg的专用菌种进行闷曝，时间为3d。第二阶段，将进水量调整为初始进水量的1/3，持续3d，每天投入100kg的菌种。第三阶段，将进水量调整为初始进水量的2/3，持续3d，每天投入50kg菌种。第四阶段，调整进水量为满负荷，并控制池内溶解氧含量为3mg/L。（2）澄清池运行。选择除磷效果较好的PAFS、PAM为混凝剂，PAFS投加量控制在35mg/L；PAM的投加量控制在0.2mg/L[2]。当污泥沉降比为30%时进行排泥处理，排泥频率为3～5min/2h。（3）滤池运行。采用间歇定时方法，对出水质量进行检测，结合试验需求和标准要求，确定反冲洗强度为14.4L/（s·m2）。（4）臭氧-活性炭过滤运行。将污水与臭氧的接触时间控制在30min，投加量为55mg/L。当污水进入活性炭滤池环节时，进行反冲洗操作，强度控制在8L/（s·m2）[3]。

2.2分析方法

根据国家相关标准，对污水的重铬酸盐指数（CODCr）、氨态氮（NH4+-N）、总氮（TN）、总磷（TP）、悬浮物（SS）指标进行分析。《城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》规定目标水质的重铬酸盐指数（CODCr）为20mg/L，氨态氮（NH4+-N）为1.5mg/L，总氮（TN）为10mg/L，总磷（TP）为0.3mg/L，悬浮物（SS）为10mg/L。

3试验结果分析

3.1去除重铬酸盐指数（CODCr）的效果

对该试验SBOT、臭氧-活性炭单元的重铬酸盐指数（CODCr）去除效果进行分析，具体如图1、表1所示。结合图1、表1数据分析可知，重铬酸盐指数（CODCr）的总体最大去除率为87.3%，最小去除率为84.6%，平均去除率为86.2%。该试验选择的污水水源为城市水，重铬酸盐指数（CODCr）多为难降解有机物，可生化性较差。该试验选择应用SBOT单元，原因在于其运行中，进水端的厌氧环境为重铬酸盐指数（CODCr）的降解提供了便利条件[4]。该试验的SBOT单元末端出现少量玫瑰旋轮虫，表明此单元具有活性污泥特性。通过臭氧氧化处理，羟基自由基对有机物进行进一步降解，并在活性炭吸附作用下提高了重铬酸盐指数（CODCr）的去除效果。

3.2去除氨态氮（NH4+-N）的效果

对该试验SBOT单元的氨态氮（NH4+-N）去除效果进行分析，具体如图2、表2所示。结合图2、表2数据分析，氨态氮（NH4+-N）的总体去除率为99.2%，去除效果良好。由于氨态氮（NH4+-N）的去除效果受到曝气均匀度、生物载体量等因素影响，因此在一定范围内，溶解氧的含量越高，氨态氮（NH4+-N）的去除效果越好。该试验发现，当溶解氧的含量超过6mg/L时，生物载体的磨损增加，总氮的去除效果受到影响，降低了水中的有机物含量，使混合液夹带氧气进入厌氧区，不利于厌氧菌生长。为了提升氨态氮（NH4+-N）的去除效果，降低碳源消耗，基于该试验图2、表2数据分析，确定溶解氧含量为2.9mg/L左右[5]。

3.3去除总氮（TN）的效果

对该试验SBOT单元的总氮（TN）去除效果进行分析，具体如图3、表3所示。结合图3、表3数据分析，总氮（TN）的总体平均去除率为75.6%，与传统生化工艺相比，去除效果较好。总氮（TN）的去除效果受到碳氮比、回流比、pH值等因素影响[6]。该试验中，SBOT单元应用了活性污泥法、生物膜法，利用两种方法的特性加速池内水流的切割气泡运动，提高了氧利用率，形成良好的厌氧氨氧化微单元。基于上述分析，明确在碳氮比为2左右时，总氮的去除效果最佳。

3.4去除总磷（TP）的效果

对该试验SBOT单元的总磷（TP）去除效果进行分析，具体如图4、表4所示。结合图4、表4数据分析，总磷（TP）的总体平均去除率为91.1%，去除效果良好。由于去除总磷需要通过生化与化学作用方式，因此需要通过化学辅助除磷[7]。特别是在澄清单元运行过程中，需要投加聚合铝铁进行水解反应，产生氢氧化铁[Fe(OH)3]，吸附磷酸根生成磷酸铁（FePO4）等难溶化合物[8]。

3.5去除悬浮物（SS）的效果

对该试验SBOT单元的悬浮物（SS）去除效果进行分析，具体如图5、表5所示。结合图5、表5数据分析，悬浮物（SS）的总体去除率最大值为97.5%，最小值为89%，平均值为91.8%，该试验的悬浮物（SS）去除效果良好。由于悬浮物（SS）由脱落的生物膜、部分无机污泥颗粒组成，因此在去除悬浮物（SS）的过程中，少部分悬浮物（SS）可以通过排泥管排出，而大部分悬浮物（SS）可以在澄清单元运行中通过混凝沉淀去除，残余的部分胶体物可以通过过滤方式去除[9]。综合分析该试验效果，SBOT工艺在悬浮物（SS）去除方面具有稳定性高等优点。

4结论

（1）应用SBOT工艺，可以提高污水处理效果（溶解氧含量为3mg/L）。重铬酸盐指数（CODCr）平均去除率为86.2%，氨态氮（NH4+-N）的总体去除率为99.2%，总氮（TN）的总体平均去除率为75.6%，总磷（TP）的总体平均去除率为91.1%，悬浮物（SS）的平均去除率为91.8%。与传统生化工艺相比，基于SBOT工艺的排污水处理方式具有稳定性高、效果良好等优点。（2）在澄清单元运行过程中，可以投加聚合铝铁进行水解反应，以产生氢氧化铁[Fe(OH)3]，吸附磷酸根生成磷酸铁（FePO4）等难溶化合物。同时，通过混凝沉淀方式，可以去除悬浮物（SS），提高了试验效果。

参考文献：

[1]肖艳.电厂循环冷却排污水达标外排处理试验研究[J].能源环境保护,2021,35(4):34-38.

[2]杨秀美,郭莹,廖健.工业污水排放监测与水质预警研究综述[J].化纤与纺织技术,2021,50(5):42-44.

[3]郑思伟,唐伟,闫兰玲,等.城镇污水处理厂污染物去除协同控制温室气体的核算及排放特征研究[J].环境污染与防治,2019,41(5):556-559+583.

[4]杜葆强,张朝阳,胡明明,等.9F级燃气-蒸汽联合循环供热机组循环冷却水电化学处理试验研究[J].全面腐蚀控制,2021,35(2):36-41.

[5]马岚.电容去离子技术用于电厂循环冷却排污水脱盐实验研究[D].北京:华北电力大学(北京),2021.

[6]许振华,李会鹏,张建华,等.结晶软化处理技术用于电厂循环水补充水处理的试验研究[J].应用能源技术,2020(9):40-42.

[7]金文龙,乐晖.强降雨对昆承湖总磷浓度的影响分析[J].环境保护科学,2021,47(5):123-125+139.

[8]李碧莹,马晓娜,田会芹,等.盐度对养殖水体中总氮总磷浓度测定的影响研究[J].海洋湖沼通报,2021,43(5):127-135.

篇8

【关键词】生活污水；处理回用；生物脱氮；膜过滤

1. 前言

随着工业化、城市化进程的加快，人们的生活和生产活动，增加了对淡水资源的需求，人民生活水平不断提高，更增加了对淡水资源的需求。目前，我国水资源严重短缺，人均水资源占有量仅有2460m3，为世界平均水平的1/4，为解决水资源的供需矛盾，进行城市生活污水处理回用，是解决水资源重复利用的有效途径。

2. 传统生活污水处理方法的不足

2.1深度处理生活污水中的污染物，达到回用水质标准，是当今生活污水处理的基本要求。

2.2生活污水主要污染物为有机物、氨氮和粪大肠菌群。有机物是微生物的营养源，有机物含量越多，细菌繁殖量越大，产生黏泥沉积、垢下腐蚀越严重；氨的存在促使硝化菌群的大量繁殖，导致系统pH值降低，腐蚀加剧；粪大肠菌群会使水颜色发黑，发生恶臭，形成黏泥。

2.3传统的生活污水生物处理方法有A/O（厌氧/好氧法）工艺、A2/O（厌氧2/好氧法）工艺、SBR（序批式活性污泥法）工艺、氧化沟工艺。固液分离均采用自然沉降方式。传统的生活污水生物处理方法在去除BOD5、脱氮、除磷方面取得了一定的效果，却不能达到回用水质标准，原因如下：

（1）传统的生活污水生物处理方法BOD污泥负荷（进水污染物负荷/生物量）不能太低，太低容易产生沉降性差的污泥。

（2）污泥沉淀池靠自然沉降效果不好，污泥伴随出水流失导致了出水水质变差。

（3）部分硝化菌会伴随出水流失，硝化菌浓度较低，限制了系统中污染物的去除率。

（4）传统生物处理方法对部分高分子有机物、悬浮物和细菌难以除掉。

3. MBR工艺简介

MBR工艺体现的是“治理、回用”的节水理念。 MBR膜生物反应器（Membrane Bioreactor）工艺是传统的生物处理工艺和膜分离技术相结合发展起来的。MBR工艺由生物处理和膜处理两部分组成。生物处理部分包括缺氧池、好氧池；膜处理部分包括膜池。 MBR膜分离技术采用超滤法，取代传统生物处理沉淀池，固液分离效果好，为解决回用水质问题提供了可靠保证。

3.1MBR工艺原理。

3.1.1生物处理部分的原理。生物处理部分采用缺氧池、好氧池来处理生活污水中氮污染物。生活污水中氮主要以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的形态存在。其中有机氮占40%～55%，氨氮占40%～55%，亚硝酸盐氮和硝酸盐氮仅占0～5%。废水生物脱氮是在缺氧池和好氧池中，将有机氮转化为氨氮，通过硝化菌作用，将氨氮转化为亚硝态氮、硝态氮，再通过反硝化菌作用将硝态氮转化为氮气，从而达到从废水中脱氮的目的。

3.1.2膜处理部分的原理。膜处理部分采用膜池，针对传统生活污水生物处理方法难以降解的高分子物质、胶体、蛋白质、微粒等的情况，将污水经再加压后，经过超滤膜的极小孔径进行超过滤。利用高分子材料超滤膜的渗滤选择性，能够截留化学澄清或生物化学处理过程中未能沉降的悬浮颗粒和微絮凝体，所有悬浮物、磷、重金属、细菌、病毒、和其他物质都被超滤膜分离。从而使处理后的水质达到回用指标。

3.2MBR工艺流程。

3.2.1MBR工艺流程图（见图1）：

图1MBR工艺流程图3.2.2MBR工艺流程说明。 废水经过两道机械格栅，去除大块悬浮物，进入缺氧池和好氧池中进行硝化反硝化反应脱氮，再进入膜池进行固液分离。膜池出水由抽吸泵抽入回用水池。膜池内污泥由污泥泵提升部分回流至缺氧池，剩余污泥进入污泥脱水机进行脱水。在膜池内，为了减少膜污染，采用鼓风机进行搅拌和清洗。

3.3MBR工艺优缺点分析。

（1）不产生污泥膨胀。因为MBR工艺中BOD污泥负荷低，污泥处于高内源呼吸相，细菌内源代谢后只留下惰性的残留物，产泥量很少。MBR反应器的污泥产率低于传统活性污泥法。传统活性污泥法的污泥产率为0.5～1.0KgMLSS/KgBOD，MBR工艺的污泥产率仅为0.1～0.3KgMLSS/KgBOD。BOD污泥负荷低，泥龄长，抑制丝状菌的增值，解决了传统活性污泥法的污泥膨胀问题（Adham&Gagliardo，1998）。

（2）生物降解效率高。超滤膜对污水中有机物的截留，增加了生物反应池的降解效率。主要原因有三：其一，维持了较高的污泥浓度；其二，有机污染物的氧化降解过程是一放热反应，由于污泥浓度较高，

生物反应池更容易维持在较高的温度下运行，保证了细菌较高的生物活性；其三，有机物的降解需要微生物在反应池的停留时间大于降解该有机物的最小污泥停留时间。膜生物反应器工艺由于微生物泥龄较长，一些传统工艺难降解的有机物都会为膜生物反应器降解。因而MBR工艺的有机物降解效率要比传统方法高10～15倍（Buisson等，1998）。出水水质能够达到BOD：5mg/L、 NH4+-N：5mg/L、SS：5mg/L。

（3）由于膜价格和膜更换费用高昂，MBR工艺的应用范围曾受到限制。近十多年来膜技术发展迅速，膜更换费用已经从全部费用中所占的比例约54%下降到不足9%（Churchouse&Wildgoose，2004）。随着膜技术的不断革新、膜寿命的不断延长，膜水通量的逐步提高和运行过程中膜污染的逐步减少（包括膜污染引起的膜更换），以及采取必要的措施，比如在膜池内超滤膜的下方以一定强度的空气不断对膜进行冲洗抖动，既起到为生物氧化供氧的作用，又防止活性污泥附着在膜的表面造成膜污染。MBR工艺的优势在生活污水处理与回用中逐步显现出来。

4. 结束语

MBR工艺流程简单；出水水质好，满足回用要求，达标稳定，泥龄控制简单，对比生长速率小、对世代周期长的硝化细菌特别有利；污泥产量低，脱水后外运处理量少；总投资基本相当情况下占地面积较省，运行成本较低。由于MBR工艺的明显优点，MBR工艺在生活污水处理及回用上有着广阔的应用前景，建议全社会广泛采用MBR工艺法来替代传统生活污水处理方法，以达到污水处理后回用的目的。

[文章编号]1006-7619（2013）03-21-195

篇9

关键词：污水；水质分析；水质预测；

中图分类号：U664.9+2 文献标识码：A 文章编号：

天津市重点项目之一、中国内地第一家实行BOD总体招标项目――滨海新区汉沽营城污水处理厂项目自运行以来，以日处理10万吨污水的优良成绩，经过处理后的水将可达到城镇污水排放一级标准，COD的减排量已达3000吨，建成当年污水厂就已经实现COD减排量超225吨。本文即通过采样监测并分析该污水厂进水水质的分析指标(pH、SS、总氮、总磷、氨氮、COD等)，在为期3个月的水质监测资料的基础上分析该污水进水水质现状、特征、变化及其原因。

1 研究意义

在汉沽化工园区周边水环境发生恶性质变之前，通过对进水水质的分析，及时为水处理企业提供可靠依据，并采取相应的污水处理调整措施，减少出水污染生态环境。那么就要提出预警、预报，防水质变化的发生[1]，故本文在提高汉沽营城污水处理厂效率，降低水处理成本方面具有一定的积极意义。

2 研究方法

首先，根据研究目的，针对研究对象，即该污水厂，进行周遭环境的调查研究、向专家咨询，初步确定研究方向及方法。

其次，调查周边企业排水情况、自行监测所研究对象的水质指标，对其各个具有代表性的水质指标的波动范围、幅度大小等实测数据资料进行整理、归类和分析，并进行必要的筛选和优化监测数据的工作。

第三，查阅国内外有关水质研究理论和方法的文献，对水质分析的理论和方法体系有一定的理解。

第四，通过详细地分析水质类型和特点，分析影响该进水水质变化的主要因素，研究其变化趋势。

3 原水水质分析

本文污水处理厂接纳的污水为区域内的园区企业污水和生活污水混合组成。本工程排水，即再生水目前主要用来绿化和景观河道补充水回用，随着化工园规划的进一步实施，再生水将回用道园内绿化、道路喷洒、景观河道补充水和企业用水上去。依据国家《城市污水再生利用景观环境用水水质》(GB/T 18921．2002)规定的标准，对排放水中的TN、NH3-N和TP都有较严格的要求，如下所示：

根据后续水处理出水水质要求及园区污水的水质特征，确定预警指标为：pH、SS、CODcr、TP、TN、NH3-N。经过连续监测，测的数据如下所示：

pH：7.07，7.Ol，6.99，7.14，7.89，7.19

总氮：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

总磷：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

水质指标统计分析数据如下所示：

pH总氮 氨氮总磷CoDSS

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

标准差：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) 基础数据单指标分析

根据以上监测的结果可以看出，其原水水质指标中，pH、SS值完全达到排放标准。氨氮和COD指标状态不是很稳定，且有超出三级标准甚至严重超标的情况。所以，本文研究的对象水体中主要污染物为有机类化合物，同时，故本人建议应该把这种情况摆在预警日程的重要位置上。GB8978．1996的三级排放标准可作为污水水质异常预警的一个警线划定的依据，用来判断出本区域内的排污企业超标排污的可能性概率。本文中污水厂原污水中虽然有工业废水的并入，但其水质特征基本倾向生活污水，且属于中等浓度范围，这说明企业有一定的自我处理污水的能力。其中TP水平值甚至属于低浓度生活污水水平，究其原因：工业废水中含有的生活污水基本特征污染物浓度偏小于理论参考值。

COD、SS幅度相对较大，而且可达到一定浓度，显然这是工业废水排入的后果。在企业污染源调查中，可以肯定本区域内的企业工厂以轻工、药品加工企业为主，且COD为两类企业的废水的重要污染源头之一，并且都具有范围变化大的特点[2]。pH稳定在6．5—8.5范围内，它不随时间或季节的变化，在每次下午16:00这个时间点上可以看到氮磷含量，COD，SS值有明显变化异常，有突然升高的现象，而与此同时，pH值稍微有所下降的趋势。造成此种现象的根本原因，可能是区域内工厂企业的集中排放废水造成的。另外，在夜间22：00左右又出现COD、总磷含量的突然升高，而这一现象应该是由晚生活用水高峰引起的，那么磷含量的增高刚好可以证明这一观点。

(2)基础数据多指标对比分析

在多个指标的比较分析里，本文主要采用了三种比较方式，将各次实验的数据按时间排列并编号，监测实验二十次左右，以次数为自变量，指标为因变量制图；以其中一个指标为自变量，另一个指标为因变量制图；再以一个指标为自变量，另一个指标与其比值为因变量作图。下属三种方法分析过程：

1)总氮与氨氮

图1TN，NH3．N对比变化曲线

由上图可判断出：TN与NH3-N含量变动大致相同，当NH3．N数值较高时，TN的含量一般也相对高些，这就意味着工业废水对总氮(主要以硝酸盐形式)的贡献是比较低的，TN主要来自于园区内生活污水。总氮和氨氮比值从图中可看出是较为稳定的，偶尔也会出现极大值，这可能和工业废水偶尔超标排放所产生一定含量的硝酸盐有关，同时也和氧化作用有关，因为工业废水中的氧化物，以及污水停留在管道中的时间都会使氧化反应发生。

2)总氮和总磷

图2COD、SS对比变化曲线

由图可知，当磷含量低时，氮含量是较高的，而磷含量较高时，氮含量反而相对很低，其形成原因可能是因不同的工业废水和生活污水的排放时间。该处理厂原水中TN值与TP值的比例在大多数时间里都是偏大的，所以，建议在污水处理过程中要注意TN值过剩。

图3COD、SS对比变化曲线

3)化学需氧量COD与SS比较分析

在比值变化中，在一般情况下，COD含量偏大时，比值较大，COD含量偏小时，比值较小。这说明COD含量较多时，主要是溶解性有机物，表明轻工类、医药类等工业废水的排放对COD含量的变化有极大影响。

4 总结

通过对天津汉沽营城污水处理厂原污水水质各项指标的实测资料分析，研究对象为各水体水质指标，其具有一定程度的正态分布特征，各项水质指标值大体在一定范围内波动(即pH：7—8；SS：40-130mg/L；总氮：15．35mg/L；氨氮：9-31mg/L总磷：1．9-4．7mg/L：COD：1 30．370mg/L)。污水水质pH值变化稳定，而且一直维持在适合生物技术处理的范围内即6~9，COD出现的较高值和工业废水的排放，以及SS含量的升高密切关系。污水中TP含量与设计进水指标值比较，有些偏高，30％以上的监测数值表明，已经接近或超过该污水厂进水TP设计指标值即4mg/L。水质指标的季节性变化因素，主要随区域内用水量的变化而变化；而水质指标的突然变化，也是因工业废水排放的情况而定。

通过本文的数据分析和研究，可以肯定该污水处理厂的进水水质相对较好，部分不合格的指标，可以为企业和污水处理单位提供技术参考和措施实施依据。

参考文献：

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关键词 氨氮废水；硝化；资源化；预处理

中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 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

近年来，氨氮废水成为了环境水体污染的重要来源，相继开展了许多关于氨氮废水处理的相关研究。氨氮废水主要来源于化工业，如焦化废水、印染废水、食品加工废水、垃圾渗滤液、养殖废水等。因此，也出现了许多不同行业的氨氮废水处理研究。如夏素兰等[1]对城市垃圾渗滤液氨氮吹脱研究；洪俊明等[2]对A/O膜生物反应器组合工艺处理活性染料废水的试验研究；朱 杰等[3]对厌氧氨氧化工艺处理高氨氮养殖废水研究等。传统的观点是从脱氮的角度对氨氮废水进行处理，这些方法有物理方法（比如蒸馏法）、化学法离子交换法、氨吹脱、生物脱氮法。对于传统生物废水处理而言，氨氮利用生物方法转变成氮气，达到了脱氮的目的，但未考虑到对氨氮资源进行转变回收。本研究从对氨氮资源化回收利用的角度出发，提出通过膜浓缩预处理实现对氨氮废水的资源化，把高氨氮废水转变为氮肥，而膜浓缩由于易堵和氮素挥发常考虑加酸调节，故本研究探究酸性状态下的资源化预处理。通过生物曝气法对氨氮废水进行处理，使得氨氮废水在不需加酸的条件下转变为稳定的形态，由于微生物作用，通过亚硝酸菌和硝酸菌把氨氮转变为亚硝态氮和硝态氮，伴随着硝化作用的进行会产生一定的酸度，为下一步膜浓缩创造了适宜的条件。而选择膜生物反应器进行预处理是因为传统的预处理利用活性污泥法，而活性污泥法存在的一个主要问题是污泥和微生物随排水容易流失，硝化细菌的生长速度较慢，世代周期长，在传统工艺里硝化细菌会伴随出水而流失。生物处理池内硝化菌浓度低，不利于硝化作用的顺利进行，而膜生物反应器通过膜组件对固液的高效分离作用，截留了污泥，为硝化细菌的生长创造了有利的条件。因此，本试验通过模拟氨氮废水，利用膜生物反应器对氨氮废水实现一定的资源化预处理，探究了膜浓缩资源化预处理的初步条件。

1 材料与方法

1.1 试验装置与方法

试验采用一体式膜生物反应器，膜组件采用中空纤维膜，中空纤维膜膜丝外径2.4 mm、内径1.0 mm，其截留孔径为0.2 μm，膜材质为聚乙烯。采用4组膜片，每组膜片有效面积为0.12 m2。反应器由有机玻璃制成，长50 cm，宽35 cm，高50 cm。反应器分为生化区和膜区，生化区容积为38.5 L，膜区容积为49 L，试验中HRT控制在24 h左右，SRT为30 d左右。反应器采用微孔底部曝气，由曝气泵上安置的转子流量计控制曝气量。含氨氮的人工无机废水自配水桶通^蠕动泵打入反应池中，出水通过自吸泵抽吸而出，为了防止膜污染和长时间抽吸采用继电器控制间歇式工作，抽吸10 min，停3 min，试验装置见图1。

1.2 试验用水及接种污泥

试验用水采用人工配置的无机氨氮废水，主要成分为氯化铵、磷酸二氢钾、碳酸氢钠及微量元素（由CaCl2・2H2O、CuSO4・5H2O、MnSO4、NiCl2・6H2O、CoCl2・6H2O、H3BO3、MnCl2・4H2O、ZnSO4・7H2O等配置而成）。接种污泥取自嘉定污水处理厂，采用快速排泥法挂膜，将接种的活性污泥与污水混合泵入反应器，静置8 h，使污泥与膜起到充分的接触作用，之后再全部排放掉，然后连续进不含污泥的污水，并逐渐增大进水流量驯化7 d，直到膜上积累较厚的黄褐色污泥，挂膜结束。

1.3 分析方法

试验过程中分析的项目有pH值、DO值、NH4+-N、NO2--N、NO3--N。pH值采用玻璃电极法；DO值采用电极法；NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法；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果与分析

2.1 进水氨氮指标

本试验连续不间断运行，进水每天更换1次，逐步稳定地增加进水氨氮浓度。

前面7 d进行污泥的驯化，氨氮浓度稳定在较低浓度（10～20 mg/L），等微生物成功在膜上面附着生长，肉眼看呈褐色时，再检测进水出水氨氮浓度，等出水中能检测到硝态氮和亚硝态氮时，再逐步加大氨氮的进水浓度，试验7～39 d，氨氮浓度从10 mg/L逐步增加到600 mg/L左右（图2）。

2.2 进水pH值

由图3可以看出，氨氮进水的pH值处于动态稳定的碱性条件。进水的pH值控制在碱性条件下，处于7～9稳定的波动状态。进水的pH值模拟碱性状态，探究在碱性条件下氨氮废水在膜生物反应器中发生硝化酸化反应的程度与能力。

2.3 反应器上清液各指标

由图4可以看出，经过逾30 d的连续运行，控制反应器溶解氧为2～4 mg/L，因为微生物的硝化作用需要硝化细菌和亚硝化细菌的正常生长，硝化微生物均为好氧微生物，需要维持一定的溶解氧才能够正常生长和繁殖。

由图5可以看出，在前10 d反应器中的溶解氧有下降趋势，因为污泥驯化之后，硝化细菌处于不断增长繁殖的阶段，需要不断地消耗水体中的溶解氧，在10 d之后，增大曝气量，为微生物生长提供更多可以利用的溶解氧，直到20 d之后微生物生长污泥浓度升高，当溶解氧浓度维持在3～4 mg/L时，反应以硝化细菌的硝化作用为主，上清液中的硝态氮维持在40～90 mg/L时，亚硝态积累量很少，当反应进行到35 d，由于溶解氧迅速减少到2 mg/L，反应表现为以亚硝化作用为主，亚硝酸氮得到积累，而硝化作用受到抑制。整体的氨氮转化进程也受到抑制。上清液中氮主要还是以氨氮的形态存在。

2.4 出水指标

反应器连续不间断运行，实时监测出水pH值的变化。由图6可以看到，pH值一直处于7以下，呈现稳定的动态波动。在膜生物反应器发生的硝化反应能实现出水呈酸性状态。

反应器连续运行，水力停留时间控制在24 h左右，通过抽吸泵出水，得到出水铵态氮、亚硝态氮和硝态氮。

从图6可以看出，反应过程的pH值处于上下波动的情况，最小值在5.274，最大值在6.898，整个出水状态处于酸性条件。因为硝化反应的进程消耗碱，如果污水中没有足够的碱度，随着硝化反应进行pH值会急剧下降。

硝化反应是指废水中的氨氮在好氧菌的作用下，最终氧化生成硝酸盐的反应。其反应如下：

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

2NO2-+O22NO3-

总反应为：

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

传统的方法对氨氮废水的处理即利用生物硝化把氨氮转化为氮气，做到氨氮的减量化，有研究表明硝化反应的最佳pH值为7.0～7.8，而本试验不以硝化脱氮为目的，不追求氨氮的高转化率，而是探究在酸性条件下，不添加任何调节剂，做到氮素尽可能小的损失而氮素又以氨氮、硝态氮的稳定形态存在。由图6、7可以看出，试验7～15 d，在进水氨氮

2.5 氮损失量

对进水的氮素以及出水的氮素进行物料衡算，其数据变化见图8。可以看出，对于氨氮废水在膜生物反应器中，水力停留时间控制在24 h左右，通过生物反应，氮素前后的变化不大，氮素损失率维持在10%～20%之间。对于氮素的损失有可能是氨氮以氨气的形式挥发了一小部分，还有可能是微生物以絮体结构存在，造成内部可能会局部缺氧，反硝化菌会利用硝酸盐氮和亚硝酸盐氮为电子供体，将其转化为氮气而造成损失。相比于传统的生物处理法，以氮气的形式逸散到空气中而流失氮素，本方法得到了资源的回收利用。氮元素较好的以稳定的形态保存了下来。

2.6 各形态氮元素比重

反应过程中，不调节反应的碱度，让反应一直处于酸化状态，试验7～39 d，出水中氨氮、硝态氮、亚硝态氮三者之间的比重见图9。可以看出，试验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出水中亚硝态氮处于动态变化的过程，可能与水体中pH值一直降低以及溶解氧的变化有关系；第7～31天，出水中硝态氮的比重占到30%～40%，反应器中溶解氧维持在3 mg/L以上，能够维持硝化细菌的正常生长与工作。试验34～39 d，出水中亚硝酸氮突然明显增加，这可能跟这段时间溶解氧浓度低于2 mg/L有关，在低氧的条件下，亚硝化细菌发挥作用，使得出水中亚硝酸态氮增加。

反应中氨氮的转化率相比传统的微生物处理脱氮过程中氨氮的转化率较低，张 爽等[4]A/O膜生物反应器处理高浓度氨氮废水试验研究中，A/O膜生物反应器设额定通量为2 L/h，HRT为10 h，曝气量为0.2 m3/h，好氧池DO值为1.8～2.7 mg/L，缺氧池DO值为0.3～0.5 mg/L。在整个试验期间（136 d），无剩余污泥排出，MLSS为2～13 g/L，通过投加NaHCO3调节pH值在6.5～8.0。当进水氨氮从30.00 mg/L增加至342.00 mg/L过程中，出水氨氮为0.14～139.40 mg/L，去除率为22.10%～99.80%，平均去除率为66.40%。刘鹏飞等[5]在无泡曝气膜生物反应器去除高氨氮废水的试验研究中，进水氨氮浓度稳定在230 mg/L左右时，pH值为7～8，获得了65%的氨氮去除率。与有关对氨氮废水以脱氮为主的研究相比，试验目的在于找到最佳工艺参数来尽可能提高氨氮转化效率，pH值是硝化的一个重要因素。已有研究表明，一般认为氨氧化菌的最适pH值为7.0～7.8，而亚硝酸盐氧化菌在pH值为7.7～8.1时活性最强[6]。Hayes等[7]认为，硝化反应的适宜pH值在7.5～9.0之间，硝化活性最高的pH值在8.0～8.5，pH9.8硝化速率将下降50%。本试验反应过程中不添加碱控制碱度，不仅能实现一定的硝化作用产生氨氮的转变，而且还通过硝化作用产生内源氢，调节出水pH值在5～6之间，能很好地达到膜浓缩预处理对浓缩液的要求。

3 结论

利用膜生物反应器，对pH值处于7.5～8.6、溶解氧控制在2～4 mg/L、浓度在20～600 mg/L的氨氮废水，在不添加酸的情况下，通过曝气微生物的硝化作用，能够使反应器出水的pH值处于酸性状态（在5.274～6.898之间），能实现膜浓缩预处理对浓缩液处于酸性的要求，为下一步的膜浓缩研究提供依据。

在逾30 d的连续不间断反应过程中，氨氮废水在酸性状态下转化率仍能达到30%～60%，部分氨氮转化为硝态氮和亚硝态氮，出水中氮主要以这3种形态存在。

氨氮废水经过膜生物处理，出水相对进水来说，氮素损失率只有10%～20%，大部分还是在出水中能资源化回收，相比起花费一定的经济价值来脱氮，既节省经济成本又创造一定效益。

4 参考文献

[1] 夏素兰，周勇，曹丽淑，等.城市垃圾渗滤液氨氮吹脱研究[J].环境科学与技术，2000（3）：26-29.

[2] 洪俊明，洪华生，熊小京，等.A/O膜生物反应器组合工艺处理活性染料废水的实验研究[J].厦门大学学报（自然科学版），2005（3）：441-444.

[3] 朱杰，黄涛，范兴建，等.厌氧氨氧化工艺处理高氨氮养殖废水研究[J].环境科学，2009（5）：1442-1448.

[4] 张爽，宋靖国，杨平，等.A/O膜生物反应器处理高浓度氨氮废水试验研究[J].环境污染与防治，2009（2）：38-41.

[5] 刘鹏飞，朱文亭，刘旦玉，等.无泡曝气膜生物反应器去除高氨氮废水的试验研究[J].给水排水，2006（8）：48-51.