水中硝酸根离子、氨氮的去除
《2024年废水中氨氮的去除》范文
《废水中氨氮的去除》篇一一、引言随着工业化的快速发展和城市化进程的加速，废水处理成为一个重要的环保课题。
在废水中，氨氮是一种常见的污染物，其来源主要是生活污水、农业污水以及工业废水等。
高浓度的氨氮不仅对水生生物造成危害，还会影响水体的生态环境，因此，去除废水中的氨氮具有重要意义。
本文将重点探讨废水中氨氮的去除方法及其应用。
二、废水中氨氮的来源及危害废水中的氨氮主要来源于生活污水、农业污水以及工业废水等。
其中，生活污水中主要来自人类排泄物和洗涤水；农业污水中主要来自农田施肥和畜禽养殖；工业废水中则主要来自化工、制药、印染等行业。
高浓度的氨氮会对水生生物产生毒害作用，破坏水体的生态环境，进而影响人类的生活和生产。
三、废水中氨氮的去除方法1. 生物法生物法是去除废水中氨氮的主要方法之一。
通过培养氨氧化菌和硝化菌等微生物，将氨氮转化为硝酸盐或亚硝酸盐，从而达到去除氨氮的目的。
生物法具有处理效果好、运行成本低等优点，但需要较长的处理时间和较大的反应器体积。
2. 物理化学法物理化学法包括吸附法、离子交换法、膜分离法等。
吸附法是利用吸附剂吸附废水中的氨氮；离子交换法则是利用离子交换剂与废水中的氨氮进行离子交换；膜分离法则是利用特殊膜将废水中的氨氮与其他物质分离。
这些方法具有处理速度快、效果好等优点，但需要使用较多的化学药剂或设备，运行成本较高。
3. 化学法化学法主要包括氧化法和沉淀法。
氧化法是通过加入氧化剂将废水中的氨氮氧化为硝酸盐或亚硝酸盐；沉淀法则是在废水中加入沉淀剂，使氨氮与沉淀剂反应生成沉淀物，从而达到去除氨氮的目的。
化学法具有处理效果好、适用范围广等优点，但可能会产生二次污染。
四、废水中氨氮去除技术的应用根据不同的废水来源和氨氮浓度，可以选择合适的氨氮去除技术。
对于生活污水和农业污水，可以采用生物法进行处理；对于工业废水，可以根据废水的性质选择合适的物理化学法或化学法进行处理。
在实际应用中，还可以采用多种技术组合的方式，以提高处理效果和降低成本。
去除氨氮的最好方法
去除氨氮的最好方法
首先，生物法是目前去除水体中氨氮的主要方法之一。
生物法
是利用微生物将氨氮转化为无害物质的过程。
常见的生物法包括生
物滤池法、生物接触氧化法、生物膜法等。
生物法去除氨氮的优点
是工艺简单、运行成本低，而且对水质的要求也较低。
但是，生物
法也存在着一些缺点，比如对水质和温度的适应性较差，处理效率
较低等。
其次，化学法也是一种常用的去除氨氮的方法。
化学法主要是
利用化学药剂与水中的氨氮发生反应，将其转化为无害物质。
常见
的化学法包括氯化铁法、硫酸亚铁法、氯氧化法等。
化学法去除氨
氮的优点是处理效率高、适应性强，而且可以在较短的时间内完成
去除氨氮的任务。
但是，化学法也存在着一些缺点，比如药剂的成
本较高、操作技术要求较高等。
除了生物法和化学法，物理法也是一种去除氨氮的方法。
物理
法主要是利用物理手段将水中的氨氮去除，比如通过吸附、膜分离、气浮等方式。
物理法的优点是工艺简单、操作方便，而且对水质的
要求也较低。
但是，物理法也存在着一些缺点，比如处理效率较低、成本较高等。
综上所述，去除氨氮的最好方法并不存在统一的答案，而是需要根据具体的水质情况、处理需求和经济条件来选择合适的方法。
在实际应用中，可以根据具体情况采用生物法、化学法和物理法的组合方式，以达到最佳的去除氨氮效果。
总的来说，去除氨氮是一项复杂的工程，需要综合考虑各种因素，选择合适的方法。
希望通过不断的科研和技术创新，能够找到更加高效、低成本的去除氨氮方法，为保护水质和人类健康做出更大的贡献。
污水处理中的氨氮去除方法总结
污水处理中的氨氮去除方法总结污水处理是保护环境和人类健康的重要环节。
其中，氨氮是一种常见的污染物，对水环境造成了严重的危害。
因此，研究污水处理中的氨氮去除方法具有重要的意义。
本文将对氨氮去除方法进行总结，以帮助人们更好地理解和应用。
1. 生物法a. 曝气法：通过曝气潜艇将污水暴露在大气中，利用氨氮与氧气的氧化反应，将氨氮转化为亚硝酸盐、硝酸盐等无害物质。
b. 厌氧青固化：将污水放置在厌氧环境中，利用厌氧细菌的作用，将氨氮转化为氨和硫化氢。
2. 物理法a. 气浮法：利用气泡的浮力作用，将氨氮悬浮在水面上，然后通过刮板收集，完成氨氮的去除。
b. 离子交换法：通过离子交换树脂吸附氨氮，将其从水中去除。
3. 化学法a. 活性炭吸附法：使用活性炭吸附污水中的氨氮，达到去除的目的。
b. 化学沉淀法：通过加入化学药剂，如氢氧化钙或硫酸铜，将氨氮与药剂发生反应，生成沉淀物，然后将沉淀物与水分离。
4. 复合法a. 曝气生物法：将曝气法与生物法相结合，既提高了氨氮的氧化速率，又降低了工艺的能耗。
b. 曝气吸附法：将曝气法与吸附法相结合，既加快了氨氮的氧化速率，又减少了后续处理的工艺。
5. 高级氧化法a. 光催化氧化法：利用光催化剂和紫外线照射，使得污水中的氨氮发生氧化反应，达到去除的效果。
b. 超声波氧化法：利用超声波的振动作用，促使氨氮发生氧化反应，实现去除。
总结起来，污水处理中的氨氮去除方法多种多样，包括生物法、物理法、化学法、复合法和高级氧化法等。
根据实际情况，可以选择适合的方法进行处理。
在应用这些方法时，还需要考虑工艺的能耗、投资成本和处理效果等因素。
为了更好地保护水环境和人类健康，需要不断优化和创新污水处理技术，提高氨氮去除效率，降低处理成本，实现可持续发展。
《2024年废水中氨氮的去除》范文
《废水中氨氮的去除》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，废水中氨氮的含量逐渐增加，给环境和人类健康带来了严重的威胁。
氨氮的去除已成为水处理领域的重要研究课题。
本文旨在探讨废水中氨氮的去除方法及其应用，以期为相关领域的实践提供参考。
二、废水中氨氮的来源及危害废水中氨氮主要来源于生活污水、工业废水以及农业废水等。
其中，生活污水中主要来自人体排泄物和洗涤水；工业废水中则主要来自化工、制药、印染等行业；农业废水中则主要来自农田排水和畜禽养殖场。
氨氮对环境的危害主要表现在以下几个方面：首先，过高的氨氮浓度会导致水体富营养化，促进藻类的大量繁殖，消耗水中的氧气，影响水生生物的生存；其次，氨氮还会与水中的其他物质发生反应，生成有毒的亚硝酸盐和硝酸盐，对人类健康构成威胁。
三、废水中氨氮的去除方法1. 生物法生物法是去除废水中氨氮的主要方法之一。
通过培养具有脱氮功能的微生物，将废水中的氨氮转化为无害的氮气。
常用的生物法包括活性污泥法、生物膜法、生物滤池等。
这些方法具有处理效果好、成本低等优点，但需要较长的处理时间和适宜的环境条件。
2. 物理化学法物理化学法主要包括离子交换法、吸附法、膜分离法等。
这些方法可以快速去除废水中的氨氮，但通常需要使用特殊的吸附剂或膜材料，成本较高。
离子交换法利用离子交换树脂吸附废水中的氨氮；吸附法利用活性炭等吸附剂吸附废水中的氨氮；膜分离法则是利用特殊膜将废水中的氨氮与其他物质分离。
3. 化学法化学法主要包括氧化还原法、沉淀法等。
氧化还原法通过加入氧化剂或还原剂将废水中的氨氮转化为无害的氮气或其他无害物质；沉淀法则是在废水中加入沉淀剂，使氨氮与沉淀剂反应生成沉淀物，从而实现氨氮的去除。
四、实际应用及效果分析在实际应用中，应根据废水的水质、处理要求以及经济条件等因素选择合适的处理方法。
对于工业废水中的高浓度氨氮，一般采用生物法和化学法相结合的方式进行处理；对于城市生活污水中的氨氮，则可采用生物法进行去除。
给排水工艺中的去除氨氮总氮技术
给排水工艺中的去除氨氮总氮技术随着城市发展和人口增长，污水处理成为了一项关键的环保任务。
而其中，去除氨氮和总氮是污水处理过程中的重要指标之一。
本文将介绍几种常用的去除氨氮总氮技术，包括生物法、化学法和物理法。
一、生物法生物法是最常见的去除氨氮总氮的方法之一。
其原理是利用微生物将有机物和氨氮等有害物质转化为无害的固体物或气体。
常用的生物法包括活性污泥法、厌氧氨氧化法和硝化—反硝化法。
1. 活性污泥法活性污泥法利用污水中的微生物菌群，通过细菌的降解作用将氨氮和有机物质转化为沉淀物。
该方法适用于中小型污水处理厂，具有成本低、运行稳定等优点。
2. 厌氧氨氧化法厌氧氨氧化法是利用厌氧菌将氨氮氧化为亚硝酸盐。
该方法适用于高氨氮浓度的废水处理，能够大幅度减少氨氮的去除能耗。
3. 硝化—反硝化法硝化—反硝化法是将氨氮先氧化成硝酸盐，然后通过反硝化将硝酸盐还原为氮气排出。
该方法适用于氨氮浓度较低的废水处理，能够实现氮气的高效去除。
二、化学法化学法是采用化学品与氨氮或总氮发生反应，从而实现去除的方法。
常用的化学法包括硝化—硝化法和氨氮氧化法。
1. 硝化—硝化法硝化—硝化法是利用化学药剂将氨氮转化为亚硝酸盐或硝酸盐，再通过沉淀、吸附等方式进行去除。
该方法适用于废水中氨氮浓度较高的情况，但同时也会产生相应的化学废物。
2. 氨氮氧化法氨氮氧化法是利用高效氧化剂将氨氮氧化为无机氮。
该方法适用于氨氮含量较低的废水处理，但氧化剂的使用会增加运营成本。
三、物理法物理法主要是通过物理手段去除废水中的氨氮和总氮。
常用的物理法包括吸附法和膜分离法。
1. 吸附法吸附法是利用吸附剂吸附污水中的氨氮和总氮物质，从而实现去除。
常用的吸附剂有活性炭、树脂等。
该方法适用于小型污水处理系统，但吸附剂的再生和处理也需要额外考虑。
2. 膜分离法膜分离法是利用膜的筛选作用，通过渗透、过滤等方式将废水中的氨氮和总氮分离出来。
常见的膜分离方法有超滤法、反渗透法等。
去除氨氮的最好方法
去除氨氮的最好方法
氨氮是水体中常见的一种污染物，它会对水质造成严重的影响，对水生生物和人类健康都会产生危害。
因此，去除水体中的氨氮成
为了一项重要的环境保护任务。
在实际应用中，有许多去除氨氮的
方法，但是哪一种才是最好的呢？本文将围绕这一问题展开讨论。
首先，一种常见的去除氨氮的方法是生物法。
生物法是通过微
生物的作用将水中的氨氮转化为无害的氮气，从而达到去除氨氮的
目的。
这种方法具有操作简单、成本低廉的特点，而且对水体中的
其他成分几乎没有影响。
但是，生物法需要一定的时间来进行氨氮
的降解，且受到环境条件的限制，因此在一些特定情况下可能并不
是最好的选择。
其次，化学法也是一种常用的去除氨氮的方法。
化学法通过添
加化学药剂来将水中的氨氮转化为无害的物质，从而达到去除氨氮
的目的。
这种方法具有去除效果快、操作简便的特点，适用于一些
需要快速去除氨氮的场合。
然而，化学法可能会产生一些副产品，
对水体中的其他成分造成影响，且需要定期添加化学药剂，成本较高。
除了生物法和化学法，还有物理法可以用来去除氨氮。
物理法是通过物理手段将水中的氨氮分离出去，比如利用吸附剂吸附氨氮等方法。
这种方法具有操作简单、对水体成分影响小的特点，但是需要大量的吸附剂，并且吸附后的处理也是一个问题。
综上所述，每种去除氨氮的方法都有其优缺点，没有一种是完美的。
在实际应用中，需要根据具体情况选择合适的方法，或者结合多种方法进行去除氨氮。
同时，未来还需要不断探索新的去除氨氮的方法，以更好地保护水环境，保障人类健康。
水中低浓度氨氮去除方法
水中低浓度氨氮去除方法1 引言随着人类工业、生活污水的排放, 加之农业面源污染, 导致地表水氨氮污染严重.过量的氨氮会引起水体富营养化, 使藻类大量增殖, 对水体生态平衡和人类健康产生了严重的危害(姜瑞等, 2013).因此, 迫切需要寻找一种安全、高效又经济的低浓度氨氮污染水体的去除技术.目前, 低浓度氨氮(≤50 mg²L-1)废水的处理方法主要有：折点加氯法、沉淀法、离子交换法等(姜瑞等2013;刘莉峰等, 2014).近年来, 半导体光催化技术因具有耐腐蚀、无毒、稳定性高、绿色环保、高效低耗能等优点(靳立民等, 2004; Hu et al., 2006), 在氨氮废水的治理中被逐渐应用(焦宏涛, 2008).其中, 以TiO2为催化剂处理氨氮废水的研究报道相对较多, 通过掺杂和负载处理, TiO2系列催化剂对氨氮的去除率大约在41%~90%之间.ZnO 作为一种廉价的光催化剂, 有关其处理氨氮废水的报道较少.研究发现, 纳米ZnO具有高光敏性、低毒性、良好的光学性能和化学稳定性, 在氨氮废水的去除方面有潜在的应用价值.但纳米ZnO应用于水处理时, 仍存在许多不足, 如在水中易团聚, 分散性差; 光催化结束后只能离心分离, 难以重复利用和实际应用.通过引入聚合物, 形成ZnO纳米粒子/聚合物复合材料, 将聚合物作为纳米粒子载体, 利用聚合物分子链之间的排斥作用可有效防止纳米粒子的团聚, 能很好地解决上述不足, 并且已见文献报道(Iknur et al., 2015; Farzana et al., 2014).研究发现, 将纳米ZnO 分散于聚合物基质, 所得复合材料兼具纳米ZnO光催化性能和聚合物的延展性等优点(Antonio Carmona et al., 2015).在众多聚合物中, 聚甲基丙烯酸甲酯(PMMA)作为一种无毒环保的热塑型材料, 耐碱、耐烯酸、化学稳定性良好, 且兼具质轻、价廉、易于成型等优点.PMMA能够透过73.5%的紫外光, 与纳米ZnO结合能够提高纳米ZnO的分散性和光学性能; 而且以PMMA大颗粒微球作为载体, 可使原本需经过离心才可分离回收的纳米ZnO可通过简单的过滤即可得到, 解决了催化剂回收难的问题.因此, 本文通过水热法制备纳米ZnO, 并采用热粘固法负载于PMMA微球表面, 制备纳米ZnO-PMMA复合材料, 研究复合材料对水中低浓度氨氮的去除性能, 探讨此复合材料对氨氮去除的机制, 以期为纳米ZnO聚合物复合材料的制备和应用提供参考.2 材料和方法2.1 实验材料六水合硝酸锌(化学纯)购自阿拉丁试剂(上海)有限公司; 聚甲基丙烯酸甲酯、羧甲基纤维素钠(CMC)均为化学纯, 购自国药集团化学试剂有限公司; 无水乙醇.氯化铵、氢氧化钠及盐酸均为分析纯, 购自南京化学试剂有限公司; 配制溶液和清洗仪器均采用去离子水.2.2 ZnO-PMMA催化剂制备纳米ZnO光催化剂通过水热法制备(周小岩等, 2014; 商桑斌等, 2002), 具体步骤如下：称取14.875 g Zn (NO3)2²6H2O, 溶于100 mL去离子水, 并加入1.0 g CMC; 称取10 g NaOH, 溶解于100 mL去离子水; 然后在上述溶液中缓慢滴加NaOH溶液, 得到均匀白色混浊液, 在磁力搅拌器中搅拌60 min; 将溶液转移至200 mL水热反应釜中, 填充度为80%, 120 ℃下恒温反应12 h.所得白色沉淀物用去离子水和无水乙醇分别洗涤3次并离心, 最后放入鼓风干燥箱中60 ℃干燥12 h, 即得到纳米ZnO粉体.制得的纳米ZnO通过热粘固法负载于PMMA上, 具体步骤为：取一定比例的纳米ZnO和PMMA均匀混合于坩埚内, 将坩埚置于烘箱, 设置温度为120 ℃; 当达到PMMA的玻璃化温度转化点(大约104 ℃), 纳米ZnO将牢固地负载于PMMA上.将所得复合材料放入干燥器中冷却至室温, 用去离子水冲洗、抽滤, 60 ℃下干燥即得ZnO-PMMA光催化剂.2.3 光催化去除氨氮实验由已干燥的NH4Cl (分析纯)配制100 mg²L-1的氨氮废水, 根据需要分别稀释至10、20、30、50、70 mg²L-1.取100 mL氨氮溶液加入石英管, 投入制备的催化剂, 放置于恒温水浴反应器中, 磁力搅拌, 先于黑暗处暗吸附30 min, 达到吸附平衡.然后打开125 W汞灯, 平行照射石英管, 同时向溶液中通入少量恒定的空气.为减小氨氮吹脱和人为操作所产生的误差, 每组实验设置不加入催化剂的空白作为对照, 并且每个实验条件设3个平行.按设定时间取样, 用孔径0.45 μm微孔滤膜过滤, 测定水中氨氮浓度, 根据公式(1)计算氨氮的去除率.分别考察ZnO负载量、不同氨氮初始浓度、催化剂用量及反应液pH对氨氮去除能力的影响.(1)式中, η为氨氮去除率, C0为水中初始的氨氮浓度(mg²L-1), Ct为反应t时间时水中的氨氮浓度(mg²L-1).2.4 表征及分析方法采用德国Bruker公司的D8 ADVANCE型X射线衍射仪(XRD)分析催化剂的物相结构.采用美国赛默飞世尔公司的Evolution 220紫外分光光度计分析样品的紫外吸收情况.采用日本HITACHI公司的扫描电子显微镜(SEM)观察催化剂的形貌.采用AAS-600火焰原子吸收光谱仪测定实际ZnO负载量.采用MAPADA UV-3200分光光度计在420 nm处测定水中氨氮含量, 在220 nm和275 nm处测定水中硝酸盐氮含量.在540 nm处测定水中亚硝酸盐氮含量.采用Thermo Scientific iCAP Q ICP-MS测定水中Zn2+浓度.3 结果3.1 结构分析3.1.1 催化剂XRD分析图 1是纳米ZnO和ZnO-PMMA的XRD图谱, 衍射角范围为25°~65°.由图 1可知, 制备的纳米ZnO与JCPDS卡片上ZnO标准谱图(00-036-1415)一致, 所得ZnO样品为六方晶系的纤锌矿结构, 各衍射峰的晶面指数分别为(100)、(002)、(101)、(102)、(110)和(113), 未出现其他杂质峰, 结晶质量良好.ZnO-PMMA的XRD图谱中ZnO各特征衍射峰清晰, 且峰形与纳米ZnO基本一致, 可见PMMA作为载体对纳米ZnO晶型未产生影响.图 1纳米ZnO、ZnO-PMMA的XRD图谱3.1.2 SEM分析纳米ZnO呈片状, 为单片状或花朵状, 纳米花是由多个纳米片晶体通过共享边界融合生长而成, 尺寸为200~400 nm, 纯纳米ZnO团聚程度高, 分散性不好(图 2d).ZnO-PMMA复合材料中(图 2b), 纳米ZnO均匀地分布于PMMA微球的表面(图 2a), 表面ZnO的分散性显著提高, 团聚程度低(图 2c).图 2 PMMA (a)、ZnO-PMMA (b、c)和ZnO (d)3.1.2 全波长(UV-Vis)扫描分析图 3是纳米ZnO和ZnO-PMMA的全波长扫描图谱.由图可见, 样品在200~400 nm紫外区有明显吸收, 且复合材料比ZnO的吸收强度有所提高.一方面是由于PMMA能够透过73.5%的紫外光; 另一方面, 负载后的材料表面ZnO分布均匀且分散, 使得ZnO-PMMA复合材料对紫外光的吸收增强, 有利于光催化反应的进行.图 3纳米ZnO、ZnO-PMMA的全波长扫描图3.2 ZnO-PMMA光催化去除低浓度氨氮废水3.2.1 不同ZnO负载量对氨氮去除的影响分别设置m(ZnO)：m(PMMA)=10：1、5：1、2：1和1：1, 在100 mL的50 mg²L-1氨氮废水中分别加入0.1 g上述比例的催化剂, 设置pH=12.0, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h, 考察纳米ZnO的负载量对氨氮去除的影响, 结果见图 4.由图 4可知, 随着PMMA微球表面ZnO含量不断增加, 氨氮的去除率也不断升高, 当m(ZnO)：m(PMMA)=5：1时, 达到最佳负载比例, 此时氨氮去除率为66%.继续增加ZnO负载量, 光催化活性反而降低.这是由于微球表面过量的ZnO堆积使活性位点无法充分暴露, 减少了与紫外光、氨氮分子的接触, 氨氮的去除效率降低.因此, 本文采用m(ZnO)：m(PMMA)=5：1为最佳负载量.图 4不同ZnO负载量对氨氮去除的影响3.2.2 不同氨氮初始浓度对催化效果的影响取氨氮浓度为10~70 mg²L-1的模拟废水100 mL, 设置pH=12.0, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h, 考察氨氮初始浓度对催化效果的影响, 结果如图 5所示.由图 5可知, 氨氮浓度10 mg²L-1时, 去除率最高, 随着初始氨氮浓度的增加, 去除率逐渐降低.以-ln (C/C0)对反应时间t进行线性拟合, 再将表观速率常数kapp对初始氨氮浓度进行拟合, 结果见图 6.可知, 在实验浓度范围内, ZnO-PMMA去除低浓度氨氮符合准一级反应方程, 表观速率常数随初始氨氮浓度的增加而减小.这可能是由于高浓度的氨氮覆盖了催化剂表面的活性位点, 导致催化剂表面产生的²OH和²O2-浓度减少, 影响催化活性.但总体而言, ZnO-PMMA催化剂对10~50 mg²L-1的低浓度氨氮都具有一定的去除率, 并且去除效果较稳定.图 5不同氨氮初始浓度对去除效果的影响图 6 ZnO-PMMA去除氨氮的动力学图3.2.3 催化剂用量对氨氮去除的影响取50 mg²L-1的模拟氨氮废水100 mL, 设置催化剂用量为0~3.0 g²L-1, pH=12.0, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h, 考察催化剂用量对氨氮去除的影响, 结果见图 7.由图 7可知, 当催化剂用量从0.5 g²L-1增加到2.0 g²L-1时, 氨氮去除率从37%增至70%.当催化剂用量达到最佳去除上限, 继续增加催化剂用量时, 氨氮去除率降低.这是由于增加光催化剂的用量, 相应地增加了催化剂表面的活性位点数量, 使²OH和²O2-产量增加, 从而光催化效率提高.然而当光催化剂用量过多时, 造成悬浮液的透明度降低, 在散射和屏蔽作用的双重影响下, 增加了光的反射, 降低了紫外光的利用率, 空穴-电子对数量减少, 从而影响反应效率.催化剂的过量堆叠, 也使其表面无法充分接受紫外光, 降低了催化效率.综合催化效率和经济效益, 本文选择催化剂用量为1.0 g²L-1.图 7催化剂用量对氨氮去除的影响3.2.4 pH对氨氮去除的影响pH对氨氮去除有明显影响, 取50 mg²L-1的模拟氨氮废水100 mL, 调节水样pH分别为4.0、7.0、9.0、11.0、12.0, 设置催化剂用量1.0 g²L-1, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h.由图 8可知, 在酸性及中性条件下, 氨氮去除率非常低; 碱性条件下光催化活性高.图 8 pH对氨氮去除的影响据文献报道, 纳米ZnO的零点电位为9.0±0.3.当溶液呈酸性时, 氨氮废水中的N主要以NH4+形式存在, 且低于零点点位时ZnO表面呈正电性, 静电斥力阻碍了氨氮与催化剂接触, 催化效果非常小.pH在零点电位附近时, 也几乎没有光催化活性.光催化过程中, 催化剂表面的光生电子和空穴数量对去除效率起决定性作用(Yao et al., 2004).因此, 在酸性和中性条件下, 不能提供充足的²OH进行光催化反应.而当pH为碱性时, 溶液中存在大量的OH-与空穴²OH, 光催化能力增强.且在空白实验下, 氨氮去除率最高仅为10%左右, 说明实验条件下氨氮以吸附和以NH3形式被吹脱的量很少, 主要以光催化去除为主.根据本实验结果, 选择pH=12为最佳反应条件.3.2.5 不同材料催化效果的比较及产物研究取0.1 g负载比例为5：1的ZnO-PMMA、0.077 g ZnO+ 0.023 g PMMA (简单混合), 以及0.077 g的ZnO和0.023 g的PMMA, 分别加入100 mL的50 mg²L-1氨氮废水.设置pH=12.0, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h, 研究复合材料ZnO-PMMA、纳米ZnO和PMMA对氨氮废水去除率的差异, 结果见图 9.由图 9可知, 聚合物PMMA本身不具备催化活性, 对氨氮无去除效果; PMMA与纳米ZnO简单混和后, ZnO的光催化活性并没有提高; PMMA与纳米ZnO通过热粘固作用后形成复合材料, 具有协同效应, 去除率从41%提高到66%, 如预期提高了催化活性.分析其原因可能如下：①纯ZnO易发生团聚, 在水中分散性差, PMMA 与ZnO通过热粘合作用形成复合微球, ZnO均匀零散地分布于PMMA微球的各部分, 使得其分散性提高, 且ZnO的晶体结构不发生变化; ②PMMA本身的特殊性质, 能透过73.5%的紫外光, 复合材料利用紫外光的效率增加, 由全波长扫描图可见, 负载后材料的紫外吸收增强.图 9不同材料对氨氮去除的影响ZnO-PMMA光催化去除水中的氨氮, 最理想的状态是将氨氮转化为氮气.因此, 对反应产物进行了初步的研究, 取50 mg²L-1的模拟氨氮废水100 mL, 设置pH=12.0, 催化剂ZnO-PMMA用量1.0 g²L-1, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h, 分别检测了反应结束水样中硝酸盐氮及亚硝酸盐氮的含量, 结果见表 1.从表 1可知, 水样中硝酸盐氮和亚硝酸盐氮含量非常低, 分别为0.122 mg²L-1和0.056 mg²L-1, 说明氨氮大部分被催化氧化为氮气, ZnO-PMMA材料具有将氨氮降解为氮气的良好的光催化氧化选择性.反应前后的过滤液中均未检测到Zn2+, 说明在催化反应中未有金属溶出, 催化剂性能稳定.表 1 ZnO-PMMA光催化产物检测3.2.6 ZnO-PMMA的重复利用性研究取0.1 g负载比例为5：1的ZnO-PMMA, 加入100 mL的50 mg²L-1氨氮废水, 设置pH=12.0, 反应温度30 ℃, 黑暗吸附30 min, 紫外光照射4 h.反应后滤出上清液进行分析, 再加入100 mL的50 mg²L-1氨氮废水, 按照上述实验条件重复进行, 考察ZnO-PMMA的重复利用性, 结果如图 10所示.由图 10可知, 随着重复次数的增加, 氨氮去除率略有降低, 但在第4次重复时去除率仍保持在61%以上.说明ZnO-PMMA催化剂活性稳定, 重复利用性强.图 10催化剂ZnO-PMMA的重复利用已有文献报道, 纳米ZnO使用广泛, 但具有一定的生物毒性(Zheng et al., 2011); 且由于纯纳米ZnO尺寸小, 催化结束后只能高速离心回收, 应用于实际生活污水、农业废水时无法回收, 会对环境、生物造成一定损害.将纳米ZnO固定在100 μm左右的PMMA微球表面, 即可通过简单的过滤得到, 减轻了对环境潜在的负面影响, 同时，ZnO-PMMA回收后还可循环使用, 具有良好的经济效益.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
污水处理中总氮高如何去除
总氮简称为TN，水中它的含量是衡量水质的重要指标之一。
它的定义是水中各种形态无机和有机氮的总量，包括NO3-、NO2-和NH4+等无机氮和蛋白质、氨基酸和有机胺等有机氮，常被用来表示水体受营养物质污染的程度。
这时如果要把污水正常的排放到河道中去，是需要对其进行去除的，那具体的方法是什么呢？具体的去除方法一般分为三个步骤：1、氨氮的去除含氨氮废水目前市场上技术已经非常成熟，一般通过以下几种办法去除。
第一，折点加氯氧化法，通过加入次氯酸钠或者漂白粉进行氧化，将氨氮转化为氮气释放，目前市场上常见的氨氮去除剂基本以漂白粉为主。
其反应方程式如下所示：2NH2Cl + HClO →N2↑+3H++3Cl- +H2O第二，利用微生物硝化和反硝化去除废水中的氨氮，其原理是硝化菌和反硝化菌的联合作用，将水中氨氮转化为氮气以达到脱氮目的。
首先通过硝化细菌和亚硝化细菌将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐，然后再进行反硝化，将硝酸盐转化为氮气。
其反应原理图如下所示：2NH3+3O2→HNO2+H2O+能量(亚硝化作用)2HNO2+O2→2HNO3+能量(硝化作用)2、有机氮的去除生物法，氮化合物在生物作用下可实现向氮气的转化：化学法，通过氧化使氮化合物直接从有机氮、氨氮直接转化为氮气：生物法成本较低，效果稳定，但工艺复杂，操作困难，且占地面积较大，运行时间较长;化学法省去中间转化步骤，更快速直接，但成本较高，折点加氯法控制难度大，效果不稳定。
3、硝态氮的去除主要是指硝酸根离子，目前有采用离子交换、膜渗透、吸附以及生物脱氮的方法。
其中离子交换法、膜渗透法以及吸附法都只是硝酸根离子的浓缩与转移，无法真正去除总氮，浓缩以后的硝酸根废液需要进一步处理。
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氨氮去除办法
高浓度氨氮废水处理办法过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。
因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。
目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。
消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮（500 mg/L以上，甚至达到几千mg/L），以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。
高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。
1 物化法1.1 吹脱法在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。
一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。
王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究，控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。
在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右，渗滤液pH控制在10.5左右，对于氨氮浓度高达2000～4000 mg/L的垃圾渗滤液，去除率可达到90%以上。
吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。
王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水（例如882 mg/L）进行了处理试验。
最佳工艺条件为pH ＝11，超声吹脱时间为40 min，气水比为l000：1试验结果表明，废水采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果明显增加，与传统吹脱技术相比，氨氮的去除率增加了17％～164％，在90％以上，吹脱后氨氮在100 mg/L以内。
为了以较低的代价将pH调节至碱性，需要向废水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。
同时，为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。
Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液（2240 mg/L）时发现在pH＝11.5，反应时间为24 h，仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮去除率便可达95％。
浅析污水处理中氨氮的去除
浅析污水处理中氨氮的去除随着人们生活水平的提高，对生活环境要求越来越高，然而随着国内环保方面投入和相应要求提高，水中有机物污染矛盾已得到初步的缓和，但氨氮的污染矛盾日益特出，国家也相应提高了氨氮的排放标准和资金投入来解决水体氨氮污染问题，下面主要从氨氮的处理方法加以分析，目前，国内外常用的去除氨氮的方法主要吹脱法、吸附法、化学沉淀法和生物硝化一反硝化法等。
1 吹脱法吹脱法用于高溶度氨氮废水预处理，即将气体通入水中，使气液相互充分接触，使水中溶解的游离氨穿过气液界面，向气相转移，从而达到脱除氨氮的目的。
常用空气作载体（若用水蒸气作载体则称汽提）。
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。
其平衡关系式如下：NH4++OH-?葑NH3+H2O氨吹脱一般采用吹脱池和吹脱塔二类设备，但吹脱池占地面积大，而且易造成二次污染，所以氨气的吹脱常采用塔式设备。
吹脱塔常采用逆流操作，塔内装有一定高度的填料，以增加气-液传质面积从而有利于氨气从废水中解吸。
常用填料有拉西环、聚丙烯鲍尔环、聚丙烯多面空心球等。
废水被提升到填料塔的塔顶，并分布到填料的整个表面，通过填料往下流，与气体逆向流动，空气中氨的分压随氨的去除程度增加而增加，随气液比增加而减少。
2 吸附法吸附法由利用一些天然性多孔材料对氨氮进行吸附达到氨氮去除目的，其中以天然沸石最具有代表性，沸石是一种廉价的无机多孔材料，具有.较大的比表面和较强的离子交换能力，尤其是对氨氮有较高的离子选择性。
代且沸石粒径越小，这种性能越明显，沸石在处理低浓度氨氮方面优势显著，既能有效地吸附，又因水中氨氮浓度不高而饱和时间可以持续较长。
另外，沸石吸附饱和后，可制成沸石氮肥，有数据表明叹沸石在土壤中解吸速率较慢，有利于作物对肥料的吸收而提高肥料利用率。
3 化学沉淀法3.1 药剂氯化镁或硫酸镁，磷酸氢钠或磷酸钠3.2 使用方法药剂配置好溶液分别加入反应池，采用镁盐和磷酸盐处理该废水，Mg2+:NH4+:PO43-（摩尔比）为1.4:1:0.8，根据水中氨氮的浓度来控制镁盐和磷酸盐的加入量，控制出水的PH值在7.5~8.0，如果废水中碱度不够应该补充适量碱。
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废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。
生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。
水中氨氮的去除方法有多种，但目前常见的除氮工艺有生物硝化与反硝化、沸石选择性交换吸附、空气吹脱及折点氯化等。
下面我们详细介绍一下这几种水中氨氮的去除方法：一、生物硝化与反硝化(生物陈氮法)(一) 生物硝化在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。
生物硝化的反应过程为：由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 。
影响硝化过程的主要因素有：(1)pH值当pH值为～时(20℃)，硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在以上；(2)温度温度高时，硝化速度快。
亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜；(3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝～(温度20℃，～。
为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。
在实际运行中，一般应取＞2 ,或＞2 ；(4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。
一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上；(5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。
若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。
所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在(BOD5)/kg(SS).d以下。
(二) 生物反硝化在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。
反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。
以甲醇作碳源为例，其反应式为：6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-由上可见，在生物反硝化过程中，不仅可使NO3--N、NO2--N被还原，而且还可位有机物氧化分解。
影响反硝化的主要因素：(1)温度温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大些。
一般，以维持20～40℃为宜。
苦在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间、降低负荷等措施，以保持良好的反硝化效果；(2)pH值反硝化过程的pH值控制在～；(3)溶解氧氧对反硝化脱氮有抑制作用。
一般在反硝化反应器内溶解氧应控制在L以下(活性污泥法)或1mg/L以下(生物膜法)；(4)有机碳源当废水中含足够的有机碳源，BOD5/TN＞(3～5)时，可无需外加碳源。
当废水所含的碳、氮比低于这个比值时，就需另外投加有机碳。
外加有机碳多采用甲醇。
考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗，甲醇投量一般为NO3--N的3倍。
此外，还可利用微生物死亡；自溶后释放出来的那部分有机碳，即"内碳源"，但这要求污泥停留时间长或负荷率低，使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期，因此池容相应增大。
二、沸石选择性交换吸附沸石是一种硅铝酸盐，其化学组成可表示为(M2+，2M+) (m＝2～10，n＝0～9)，式中M2+代表Ca2+、Sr2+等二价阳离子，M+代表Na+、K+等一价阳离子，为一种弱酸型阳离子交换剂。
在沸石的三维空间结构中，具有规则的孔道结构和空穴，使其具有筛分效应，交换吸附选择性、热稳定性及形稳定性等优良性能。
天然沸石的种类很多，用于去除氨氮的主要为斜发沸石。
斜发沸石对某些阳离子的交换选择性次序为：K+，NH4+＞Na+＞Ba2+＞Ca2+＞Mg2+。
利用斜发沸石对NH4+的强选择性，可采用交换吸附工艺去除水中氨氮。
交换吸附饱和的拂石经再生可重复利用。
溶液pH值对沸石除氨影响很大。
当pH过高，NH4+向NH3转化，交换吸附作用减弱；当pH 过低，H+的竞争吸附作用增强，不利于NH4+的去除。
通常，进水pH值以6～8为灾。
当处理合氨氮10～20mg/L的城市严水时，出水浓度可达lmg/L以下。
穿透时通水容积约100～150床容。
沸石的工作交换容量约×10-3n-1mol/g左右。
吸附铵达到饱和的沸石可用5g/L的石灰乳或饱和石灰水再生。
再生液用量约为处理水量的3～5%。
研究表明，石灰再生液中加入的NaCl，可提高再生效率。
针对石灰再生的结垢问题，亦有采用2％的氯化钠溶液作再生液的，此时再生液用量较大。
再生时排出的高浓度合氨废液必须进行处理，其处理方法有：(1)空气吹脱吹脱的NH3或者排空，或者由量H2S04吸收作肥料；(2)蒸气吹脱冷凝液为1%的氨溶液，可用作肥料；(3)电解氧化(电氯化) 将氨氧化分解为N2。
三、空气吹脱在碱性条件下(pH＞，废水中的氨氮主要以NH3的形式存在(图20-2)。
让废水与空气充分接触，则水中挥发性的NH3将由液相向气相转移，从而脱除水中的氨氮。
吹脱塔内装填木质或塑料板条填料，空气流由塔的下部进入，而废水则由塔顶落至塔底集水池。
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影响氨吹脱效果的主要因素有：(1)pH值一般将pH值提高至～；(2)温度水温降低时氨的溶解度增加，吹脱效率降低。
例如，20℃时氨去除率为90～95％，而10℃时降至约75%，这为吹脱塔在冬季运行带来困难；(3)水力负荷水力负荷(m3/m2．h)过大，将破坏高效吹脱所需的水流状态，而形成水幕；水力负荷过小，填料可能没有适当湿润，致使运行不良，形成干塔。
一般水力负荷为～5m3/m2．h；(4)气水比对于一定塔高，增加空气流量，可提高氨去除率；但随着空气流量增加，压降也增加，所以空气流量有一限值。
一般，气/水比可取2500～5000(m3/m2)；(5)填料构型与高度由于反复溅水和形成水滴是氨吹脱的关键，因此填料的形状、尺寸、间距、排列方式够都对吹脱效果有影响。
一般，填料间距40～50mm，填料高度为6～。
若增加填料间距，则需更大的填料高度；(6)结垢控制填料结垢(CaCO3)特降低吹脱塔的处理效率。
控制结垢的措施有：用高压水冲洗垢层；在进水中投加阻垢剂：采用不合或少含CO2的空气吹脱(如尾气吸收除氨循环使用)；采用不易结垢的塑料填料代替木材等。
空气吹脱法除氨，去除率可达60～95%，流程简单，处理效果稳定，基建费和运行费较低，可处理高浓度合氨废水。
但气温低时吹脱效率低，填科结垢往往严重干扰运行，且吹脱出的氨对环境产生二次污染。
四、折点氯化投加过量氯或次氯酸钠，使废水中氨完全氧化为N2的方法，称为折点氯化法，其反应可表示为：NH4+十→十十+十由反应式可知，到达折点的理论需氯(C12)量为kg(NH3-N)，而实际需氯量在8～10kg/kg(NH3-N)。
在pH＝6～7进行反应，则投药量可最小。
接触时间一般为～2h。
严格控制pH值和投氯量，可减少反应中生成有害的氯胺(如NCl3)和氯代有机物。
折点氯化法对氨氮的去除率达90～100%，处理效果稳定，不受水温影响，基建费用也不高。
但其运行费用高；残余氯及氯代有机物须进行后处理。
在目前采用的四种脱氮工艺中，物理化学法由于存在运行成本高、对环境造成二次污染等问题，实际应用受到-定限制。
而生物脱氮法能饺为有效和彻底地除氮，且比较经济，因而得到较多应用。
水中硝酸盐的脱除1 物理化学法(1) 膜分离法膜分离法包括反渗透和电渗析两种。
反渗透膜对硝酸根无选择性,但各种离子的脱除率与其价数成正比。
常用的反渗透膜主要是醋酸酯膜,也可使用聚胺酯膜和其它复合膜。
反渗透在除去硝酸盐的同时也将除去其它的无机盐,因此反渗透法将降低出水的矿化度。
为延长反渗透膜的使用寿命,反渗透法须对进水进行预处理以减少矿物质、有机物、水中其它悬浮物在膜上的沉积结垢以及污染物、pH 值波动对膜的伤害。
电渗析使用半透膜可选择性地脱除离子。
与传统的电渗析相比,可逆电极的电渗析工艺减少了膜上的结垢及化学药剂的用量,可用于从苦水和海水中生产饮用水。
电渗析和反渗透的脱硝效率差不多。
电渗透脱硝法只适用于软水。
一种被称为NitRem 的新型电渗装置可选择性地脱除硝酸盐,能将硝酸根浓度从50 mg/ L以上降低到25 mg/ L以下。
该装置的另一优点是无须使用任何化学药剂。
膜分离法适于小型供水设施,其缺点是费用高(尤其是电渗透法) ,产生浓缩废盐水,存在着废水排放问题[17]。
(2) 离子交换法离子交换是让要处理的水通过一强碱性树脂床,水中的硝酸根与氯离子或重碳酸根换,直到树脂的交换容量耗尽。
用过的树脂用氯化钠或重碳酸钠浓溶液再生,也可以用海水再生。
离子交换工艺的发展比较成熟,但由于担心树脂中有机物的渗出对水的污染,影响了该工艺在饮用水处理中的应用。
经研究,树脂不但不会向被处理水中释放有毒物质,还能吸附水中的微污染物[20]。
目前,离子交换工艺已成为饮用水脱硝的主要手段之一。
1985 年,法国有6 套处理能力为60 m3/ h 的离子交换装置用于饮用水的脱硝处理。
1992 年美国已建成15个离子交换脱硝厂。
-4 > NO -3 > HCO -3 > Cl - ,因此应普通的阴离子交换树脂对离子的选择性是:SO2用离子交换脱硝法,树脂中的氯离子将水中所有的硫酸根离子、硝酸根离子和约一半的重碳酸根离子交换掉。
其缺点是使出水中氯离子浓度增加,并且再生剂用量也比较大。
研究表明部分再生(60 %) 比完全再生(95 %) 更为经济。
对普通的离子交换工艺的改进之一是CARIX 离子交换工艺[21 ]此工艺将弱酸树脂和重碳酸盐形式的弱碱树脂结合,将两种树脂放在混合床中,用二氧碳再生树脂。
由于无须用盐再生树脂,因而减少了废水中盐的含量,所用的二氧化碳也可重复使用。
但CARIX的工艺复杂,管理困难,并且由于碳酸是弱酸,树脂再生后只恢复5%～10 %的总交换容量。
离子交换法的另一种改进工艺是硝酸根选择性树脂,该工艺可以不受被处理水中硫酸盐的影响,从而降低了树脂再生的频度,同时也减少了高含盐废水的排放量。
但这种树脂的交换容量较低[22 ]。
离子交换工艺适合于中小城市使用,目前国外已有多座离子交换脱氮厂投入运行。
离子交换工艺对原水中的硫酸根离子、氯离子以及水中的有机物比较敏感,同时使出水中氯离子浓度升高、pH 值降低,对管道有腐蚀作用,因而要对出水进行后续处理。
离子交换工艺的最大缺点是产生浓缩废盐水。
在沿海城市废水可直接排入大海[17]。
2 生物反硝化法在缺氧的情况下,兼性厌氧菌首选硝酸根进行其呼吸作用,将NO-3还原为N 2 :NO -3 + 6H+ + 5e - = 1/ 2 N2(g) + 3H2O异养菌和自养菌可分别通过上述过程将有机物和无机物氧化,从而获得所需的能量。