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废水中磷的处理方法范文1
关键词 草甘膦建设项目；废水；碱性水解；生化
中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）15-0246-01
草甘膦属于高效、低毒、低残留、杀草谱广的芽后灭生性除草剂。合成草甘膦的方法较多，目前占据主导地位的为IDA法。该方法不仅原材料与能源消耗低，而且其转化率也高[1]。
IDA法双甘膦废水中含有高浓度有机磷化合物、甲醛、有机磷及近饱和的无机盐。上述化合物的浓度均成为生物抑制剂。目前国内普遍采用的环保技术难以有效地治理该废水。对生产草甘膦过程中所产生的废水进行了水质分析及治理工艺研究，通过清污分流、二级沉降、碱性水解及A/O生化工艺对综合废水进行处理，各项有关指标可以达到污水综合排放标准一级（GB8978-1996）[2]。
1 废水来源及废水排放节点
双甘膦生产工艺：二乙醇胺、三氯化磷、甲醛在碱性条件下反应生成双甘膦。废水来自压滤母液。
2 废水治理工艺
通过对各种处理方法的技术进行比较，确定双甘膦的废水处理工艺为：一是采取高浓度废水二级沉降的方法对悬浮状的双甘磷进行收集。二是催化碱性水解，将双甘磷进一步分解成无机磷，并使之充分地沉淀，同时将废水中的甲醛去除。三是采取A/O生化工艺对综合废水进行处理。
2.1 清污分流
单独将双甘磷工艺产生的废水进行收集，装入高浓度的废水储池中。因废水中含有的双甘膦处于悬浮状态，因此在收集过程中需要进行二级沉降才可达到回收的目的。如果废水的浓度较低，应将之装入低浓度的储池中。为便于预处理及对生产工艺的控制考核，若废水的浓度较高，则应在发生源处进行收集，预处理装置放在生产车间处。
2.2 二级沉降收集悬浮状的双甘磷
废水中含有悬浮状的双甘磷，可采用自然沉降的方法将其回收。
2.3 碱性水解工艺处理双甘膦废水
原理：在加碱、加热、催化的条件下，可使废水中的双甘磷分解成无机磷并使之充分沉淀，同时可以去除废水中的甲醛。
2.4 A/O生化工艺处理综合废水
高浓度废水一级处理后与低浓度废水混合（称综合废水）进行生化处理。生化装置考虑了脱氮除磷问题。该方案为A/O二段工艺，A段为缺氧区，O段为好氧区。废水中的有机物在好氧条件下氨氮被氧化成硝态氮、亚硝态氮，在缺氧条件下硝态氮、亚硝态氮被氧化成气态氮。该种A/O形式的装置同时也能促进难生物降解物的消化[3]。
3 废水处理成本分析
生成COD 28 200 mg/L的高浓度废水为186 t/d，生成COD 800～1 000 mg/L的低浓度废水为1 000 t/d。处理高浓废水的费用为36.2元/t；处理综合废水的费用为5.7元/t；处理COD的费用为1.3元/kg；生产双甘膦增加废水处理成本为127元/t； 生产草甘膦增加废水处理成本为203元/t。
4 效益分析
安全、清洁生产、保护环境是农药厂生产重要的工作目标之一[4-7]，该治理方案实施后，草甘膦生产排放的高浓度、高毒性的有机污染物可得到有效治理，每天可去除 COD含量为5 245 kg，年生产按300 d计算，每年可减少COD排放量1 573 t，处理后废水的各项指标可达到污水综合排放标准（GB8978-1996三级），该项目具有明显的环境效益和社会效益。
5 参考文献
[1] 张焕祯，王艳茹，任洪强，等.草甘磷废水处理技术[J].化工环保，2001，21（5）：274-278.
[2] 中华人民共和国标准.GB8978-1996污水综合排放标准[S].北京：中国环境科学出版社，1996.
[3] 郑兴灿，李亚新.污水除磷脱氮技术[M].北京：中国建筑工业出版社，1998.
[4] 生物接触氧化工艺治理污水见效快[J].西南给排水，2012（6）：54.
[5] 金旺红，沈俊，袁瑞，等.基于层次分析法的污水中磷回收方案的评价研究[J].供水技术，2013（2）：31-36.
废水中磷的处理方法范文2
关键词：磷矿 选矿废水 处理 浮选药剂 回收
我国既是农业大国，也是人口大国，农作物丰收的同时也消耗了大量的化肥，其中一大部分就是磷肥。我国的磷矿资源储量位居世界的第三位，可谓是资源丰富，所以我国也是重要的加工生产磷矿产品的国家。2010年的数据统计，我国在2010年时磷肥的产量已经达到了14.50Mt，较20年前（1990年）的产量提高了3倍，但是在磷矿进行浮选的过程时，每处理1吨左右的磷矿，我们就能产生近4吨的废水。这些废水中矿物质含量较高，成分比较复杂，不能直接回收重复利用，浮选的效果比较差；如果这些废水直接进行排放，一方面对环境的污染比较大，另一方面，废水中还含有大量的浮选药剂，这也造成了资源的浪费。
膜分离在分离技术中是一种比较新型的技术，该技术使用起来装置简单，操作起来比较容易且能耗非常低，同时占地面积小，没有环境污染，效率非常高。隔油-超滤-反渗透的工艺在处理废水时，隔油工艺能够将磷矿废水中分散的大部分浮选药剂分离并聚集在一起；超滤工艺则能将残留的浮选药剂进行分离，并且过滤废水中的颗粒物（主要是固体颗粒）；最后，反渗透的工艺主要是针对废水中的盐分以及剩余的药剂进行分离。这种工艺能够满足磷矿的在进行选矿时的需水，且还能对废水中浮选药剂进行回收利用，即节约了企业资源，同时也保护了环境不受废水的污染。
1、磷矿选矿废水的 处理实验
1.1、实验方法
磷矿废水处理工艺流程：选矿废水隔油池超滤反渗透产水
磷矿的选矿废水经过隔油池后能分离出浮选药剂，产水再进行超滤处理，然后再进入反渗透中。我们通过测试每个工艺产水的成分及含量来评价废水分离的程度。注：浮选药剂为分子量600的有机表面活性剂。
1.2、仪器和试剂
测试仪器：电导率测定仪，浊度仪；
实验试剂：硫酸亚铁铵，重铬酸钾，均为分析纯；
膜组件：超滤用自制内压式聚砜膜，截留分子量6000；反渗透用芳香聚酰胺膜。
1.3、测试
（1）我们根据GB11914-89的规定进行COD测定；
（2）水通量测定：25℃的前提下，超滤压力设定为0.1MPa，反渗透压力为0.6MPa。由公式能够得出膜通量，其中V：水的体积；S膜面积，t为时间。
（3）电导率由电导率测定仪测试水样得出。
2、实验的结果及结果分析
选矿废水处理实验的结果：
我们从上面的表格中不难看出，原水本身因为含有微量的一些磷矿粉末以及浮选药剂造成其具有一定程度的浊度，水质ph值接近中性，含盐量程度与苦咸水相当。COD测试显示原水中的浮选药剂质量浓度非常高，其含量以及超过了超滤膜能够分离浮选药剂的分离要求，因此，磷矿的选矿废水必须要先对水中的浮选药剂进行分离处理才能进行超滤膜处理，否则水质就达不到超滤处理的要求。
该实验中浮选药剂（有机表面活性剂）是不溶于水的，选矿时为了使得浮选药剂能够均匀分散在水中，不得不加一定量的分散剂。隔油池的主要作用就是消除分散剂的分散作用，这样能够使得大部分的浮选药剂最终能聚集在一起，轻松的被分离出来。从实验结果来看，在经过隔油池的处理以后，选矿废水的浊度及COD指数都大幅度的降低，特别是浮选药剂浓度下降了85%以上。浮选药剂的分离使得废水的浊度得到了降低。而离子电导率在经过隔油池处理后增加了，这是由于隔油处理需要在废水中添加一定量的盐，而这种盐能够破坏分散剂的功效。从实验结果中我们能发现，经过隔油池的处理后，废水中还是存在少了的浮选药剂，这是由于剩余的浮选药剂因为乳化作用溶解到了水中不能被隔油池分离出来，这部分药剂是不能在隔油这个程序中隔离出来的。
我们从下图来表现超滤及反渗透中水通量的变化：
我们在图中能清楚的看到，在实验开始后，超滤、反渗透的膜通量在初期都迅速降低，随着实验的持续进行，膜通量渐渐放缓至一个平稳的阶段。这是由于产水中剩余了部分是浮选药剂对膜污染造成的膜通量下降，膜在运行的初期时，膜两侧的浓差极化，在膜表面短时间形成了边界层，并且污染物也迅速沉淀，最终使得通量迅速下降。在污染层随时间推移稳定后，通量也随着稳定。
从实验的结果及数据统计整理中，我们能够发现，不同的膜过程对废水分离的效果差异是非常大的：（1）超滤完成后，产水的浊度以及COD明显下降，而离子电导率以及PH没有什么明显的变化。超滤的过程能够分离出废水中发生乳化作用的浮选药剂以及水中剩余的一些矿粉，使得其产水能够进行后续的反渗透过程；（2）选矿废水经过3道程序的处理后，浊度以及COD浓度含量几乎达到了零，这也说明，处理过的废水中浮选药剂已经完全被分离出去，而且产水的电导率测试值为12.2μS/cm，这样的低值也说明产水中的盐份含量已经非常低，这样的处理水是能够达到选矿水的标准的。
通过选矿废水处理实验，我们能够发现，在完成三道处理程序后，浮选药剂回收了85%以上，对于浮选药剂的回收利用能够节约企业资源，降低生产的成本，同时，废水的杂质部分绝大部分被分离出去，脱盐率达到了99%，而COD去除率接近100%，废水在处理后完全能够达到选矿水的使用要求，实现了选矿水的循环利用。
3、总结
当前社会对环境保护的管理越来越严格，同时水资源的缺乏也使得人们对节约工业用水变得越来越重视。对于磷矿选矿废水处理中，“隔油-超滤-反渗透”技术的使用，能够高效的处理选矿废水，不仅回收了废水中绝大部分的浮选药剂，并且超滤处理后的产水经过反渗透处理后，处理水是能够进行循环的选矿使用的。
这种工艺在选矿废水处理中的使用既防止了废水对环境的污染，同时也降低了浮选药剂的浪费，节约了企业的生产资源，一定程度上为企业创造了利益，重要的是，能够节约水资源且工艺简单，易于操作，方便工业化的普及。
参考文献
[1] 张 刚，俞守业. 《我国磷肥工业废水处理技术现状及建议》[J].《硫磷设计与粉体工程》，2009，（03）：20-23.
[2] 宋 文，等.《用菜油脚研制高硅镁低磷磷矿石特效浮选剂》 [J].《贵州工业大学学报》，2002，31（1）：79-83.
[3] 梁建瑞.《超滤-反渗透膜组合工艺处理电厂循环排污水》[J].《水处理技术》，2006，32（06）：79-81.
[4] 王广伟，邱立平，张守彬.《废水除磷及磷回收研究进展》[J].《水处理技术》，2010，36（3）：17-21.
废水中磷的处理方法范文3
关键词：制药废水、污水处理工艺、工艺流程
中图分类号：U664.9+2 文献标识码：A 文章编号：
化学制药废水的水质特点是废水组成复杂，除含有抗生素残留物、抗生素生产中间体、未反应的原料外，还含有少量合成过程中使用的有机溶剂。
制药废水的处理现在已成为污染控制领域的难点，随着污染物排放标准的提高，单纯的生化技术已不能适应需要。化学法、物化、生化的组合污水处理工艺，因其诸多优点而倍受人们关注。
下面以某典型的化学原料药公司的废水处理设计理念为例，介绍采用上述组合污水处理工艺的工程实践。
一、进行污水处理工程设计时需考虑的因素
1、生产污水COD浓度、pH等水质特征相差极大，成分复杂，且分层废水、离心废水及水洗废水中含有高浓度的重金属离子锌离子（Zn2+）,且离心水和离心废水中含磷浓度很高。故以上几种废水应考虑分开进行预处理。
2、应考虑先有效降低污水中高浓度的无机态的磷和高浓度的重金属锌离子（Zn2+）的浓度，以利用后序的生化处理，提高生化处理的效率。
3、考虑到部分废水中的氨氮含量很高，所以，将含氨氮的废水和含磷酸根离子的废水进行混合投加氯化镁进行化学沉淀去除氨氮和磷。
4、高浓度废水应进行前期预处理，使之有机物浓度降低到一定程度之后才和低浓度的废水进行混合处理。
5、采用先进、成熟的生化处理工艺作为两类污水全并后综合污水的处理工艺，确保最终出水能稳定达到当地污水厂接管标准。
三、工艺流程的选择
由于制药废水COD、苯及其衍生物的有机污染物的浓度很高，所以在处理工艺上采取的方法是以化学法、物理化学处理为核心，通过化学法、物化、生化的组合有效地去除了COD及特征污染物本来及其衍生物。现将流程说明如下：
1、物理化学处理系统
（1）将含有高浓度氨氮废水及磷酸根离子的废水单独收集自流进入1#沉淀池，在沉淀池中投加氢氧化钠和氯化镁，使废水中的磷酸根离子、镁离子及铵根离子在碱性条件下生成不溶于水的磷酸铵镁（鸟粪石）沉淀后去除，出水集水池与其它废水混合后进入后续处理；
（2）含有锌离子的废水单独收集后进入2#沉淀池，在池中投加石灰水和DTCR沉淀剂，使废水中的锌离子在碱性条件下与DTCR生成氨基二硫代甲酸盐析出，生成难溶的TDC-Zn盐，分子量极高，沉淀效果很好，将水中锌离子去除；出水进入集水池与其它废水综合后进入后续处理。
（3）其它高浓度的废水和进过沉淀后的含磷、氨氮及锌离子废水一同进入集水池的进行混合调节，均质均量后投加废酸将废水的pH调整至5左右，通过提升泵将废水提升至微电解池进行微电解处理，微电解池利用铁炭构成的原电池进行微电解处理，有效的去除苯及苯的同系物等有机污染物，随微电解槽出水中的大量Fe2+，出水自流进入催化氧化池，催化氧化是利用Fenton试剂（FeSO4和H2O2）的催化剂作用，进一步将废水中的甲苯、苯胺和氯苯等难降解的有机污染物去除，该方法是处理效率高，操作成本低。
（4）在经过微电解和催化氧化后，废水中的COD和特征污染物迅速下降，此时废水中依然含有大量的Fe2+、Fe3+离子，对其进行中和混凝，可以产生大量的胶状絮体以进一步的去除废水的COD，中和沉淀池出水后进入综合调节池。至此，生产废水的物理化学处理完成。
在完成生产废水的物化处理后，在调节池中接入生活废水进行稀释配水，进入生化系统进行生化处理。生化系统采用水解酸化和生物接触氧化的工艺，可确保各项指标达到《污水综合排放标准》中的三级标准。
沉淀池的污泥和二沉池污泥排入污泥浓缩池，经浓缩减量后由压滤泵压入板框压滤机脱水，脱至含水率75％左右。污泥浓缩池上清液和压滤机滤液进入调节池再处理。处理系统产生的污泥必须由危险固体废弃物处置中心进行妥善处置。
2、生化处理系统
从前端可知，该废水中含有部分难降解污染物，PH值相差较大，因此，本工程中废水经过前端的与处理后，污水中的悬浮物及油脂类得到了有效的去除，COD浓度也有部分降低，但污水中难降解污染物依然存在，对后序生化处理工艺造成很大难度。1
因此，采用水解酸化工艺，使污水的COD浓度进一步降低，并有效提高污水的可生化性，将大大降低后序生化反应阶段的负荷，提高生化反应的效率。
厌氧水解酸化是利用微生物厌氧生化反应过程的四阶段中的前两个阶段：
水解发酵阶段(第一阶段)：参与细菌为水解性和发酵细菌。水解性细菌主要起水解大分子有机物为小分子水解产物的目的。发酵型细菌将水解性比较细菌的水解产物发酵生成有机酸、醇等。水解和发酵性细菌有专性厌氧的，也有兼性厌氧的。
产氢产乙酸阶段(第二阶段):参与细菌为产甲烷细菌。它们将第一阶段的产物有机酸、醇转化成乙酸。
上述两个阶段可知，将厌氧反应控制在水解、产酸阶段，使水解水解性、发酵细菌和产酸菌（包括产氢产乙酸菌）在厌氧条件下，将复杂的大分子、不溶性有机物先在细胞外酶的作用下水解为小分子、溶解性有机物，使污水COD浓度进一步降低的同时，有效提高污水的可生化性，将大大降低后序生化反应阶段的负荷，提高生化反应的效率。
（3）生物接触氧化处理
好氧生化处理分为活性污泥法和生物膜法，它兼有活性污泥法和生物膜法的优点。填料为新颖弹性填料，易结膜，不堵塞。已经充氧的污水浸没全部填料，并以一定的流速流经填料。在填料上布满生物膜，污水与生物膜广泛接触，在生物膜上微生物的新陈代谢功能的作用下，污水中有机污染物得到去除，污水得到净化。接触氧化池分二格，表面呈长方形（内装含聚丙烯填料悬挂填料及生物炭填料），废水从池首端进入，在曝气和水力条件的推动下，混合液均衡地向前流动，并从池尾端流出。
五、该工艺流程技术特点
(1) 技术先进，此工艺运行成本低，具有节能，减少运行时间的优点，能有效降低企业的运行成本。
(2) 该组合工艺能耐受水体中的浓度变化剧烈的有机溶剂残留和金属残留。
(3) 结构根据具体实际条件，可采用钢混、砖混或钢结构等材料制作，确保装置与建筑物同龄。
(4) 经过系统的最终处理，残留的污泥可降低到较低的水平。
(5) 为保证整个工程的长期稳定运行，工程中的关键部件如：风机、水泵、搅拌机、带式压滤机等采用国内品牌厂家。
参考文献
[1] 刘天齐．环境保护．第二版．化学工业出版社．2000：108
废水中磷的处理方法范文4
关键词：化学沉淀法;废水处理;氨氮
随着经济发展和城市化进程的加快，水资源短缺、水质营养化和水体环境污染问题日益严重，污水处理问题已然成为特点问题。氨氮污水的治理方法有很多。如吹脱法、折点加氯法、生物法和离子交换法。而化学沉淀法的主要原理是[NH+4] 、[PO3-4] 、在碱性水溶液中反应生成的[MgNH4PO4?6H2O]可作肥料，在除去废水中氨氮的同时，实现变废为宝。
一、化学沉淀法得应用于与研究
化学沉淀法的应用及研究：化学沉淀法应用于废水处理，从20世纪六十年代就己经开始。1977年日本KenichiEbata等人在氨氮废水中添加[Mg2+]和[PO3-4] ，通过MAP来去除[NH+4].pH调到8～11。沉淀用一种碱性化合物共热以得到[NH3]， Mg0和磷酸盐。这样，如果将含[NH+4]1100mg/L的炼焦废水以[Mgcl2]和[NaH2PO4]处理后（pH调至9） [NH+4]含量可小于100mg/L。其后日本Hiroshi Ono等把该方法应用于处理含氟的氨氮废水，使用[NaH2PO4]和[Mg（NO3）2]，[NH+4]―N浓度可从253mg / L降到10mg/L以下。Katsuyuki Kataoka 用该法处理吸附有[NH3]的沸石的再生溶液中的[NH+4]，也取得了较好效果。
我国许多研究人员也对此方法进行了研究。
谢炜平利用化学沉淀剂[[Mg（OH）2]+[H3PO4]]絮凝可有效去除废水中的氨氮，并可以制得以[MgNH4PO4]为主的复合肥，研究表明，该沉淀剂能使氨氮浓度在900mg/L以下时，氨氮去除率均在90%以上，当氨氮浓度小于50mg/L时，处理后水样中残留氨氮可降至l mg/L以下，此法对低浓度氨氮处理具有设备简单，处理成本低，而且废物又可以回收利用。
钟理等人研究了化学沉淀法处理含氨氮废水，实验研究了不同操作条件：如溶液pH值、沉淀剂种类和配比、废水中的初始氨氮浓度等对氨氮的处理效率的影响。在适宜的操作条件下，可除去废水中的氨高达99%，处理后残液中氨浓度小于1 mg/L。并探讨了化学沉淀反应过程的机理。
二、MAP脱氮的基本机理
MAP法预处理氨氮废水，是向废水中投加含[Mg2+]和[PO3-4]离子的药剂，其主要化学反应如下：
[Mg2+]+[NH+4]+[PO3-4] +6[H2O][MgNH4PO4?6H2O]
Ksp=[[Mg2+]][[NH+4]][[PO3-4]]=2.51x[10-13]
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。因为它的养分比其他可溶肥的释放速率慢，可以做缓释肥（（SRFs ）;肥效利用率高，施肥次数少;同时不会出现化肥的灼烧的情况。
Ksp为MAP的溶度积常数，取溶度积常数的负对数记作pKsP，计算可得12. 60由于反应是离子反应，理论上生成MAP的反应比较完全，且反应速度快。从反应动力学方面定性分析，该反应可行。又由于磷酸铵镁的溶度积Ksp比较小，所以反应沉淀后可将氨氮脱至很低的水平。
三、影响MAP反应过程的因素
1.[Mg2+]：[NH+4]：[PO3-4]三者在反应过程中的比例
在化学沉淀法中，化学反应能否朝所需结果的方向发展，主要受下面反应平衡式的控制：
[MgNH4PO4][Mg2+]+[NH+4]+[PO3-4]
溶液中的微溶性盐离子[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]浓度足够高，即浓度的乘积[[Mg2+]][[NH+4]][P043-]>[2.5x10-13]时，就会形成沉淀析出。理论上讲[NH+4]―N得以沉淀去除。
赵庆良等对含5618mg/L氨氮的垃圾渗滤液进行了处理，按n（[Mg2+]）：n（[NH+4]）： n（[PO3-4]） =1：1：1投加氯化镁和磷酸氢二钠，废水中的氨氮质量浓度降为172mg/L，过量投加10%的氯化镁或磷酸盐，氨氮质量浓度分别可降为112 m/L和158 mg/L，继续提高氯化镁或磷酸盐的量，废水中剩余氨氮质量浓度处在100mg/L左右，很难进一步降低。全武刚和王继徽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+]）：n（[NH+4]）： n（[PO3-4]）=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为1231mg/L的废水进行处理，氨氮质量浓度可降低到112mg/L。
2.pH值的影响
对于废水来说，废水中的[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]浓度受到很多因素的影响，其中pH将影响除了主反应以外至少还有以3个反应平衡式：
[Mg2+]+[OH-][Mg（OH）2] （1）
[NH+4]+ [OH-][NH3?H2O] （2）
[PO3-4]+[H+][HPO2-4] （3）
化学反应式（1）和（2）随pH的升高，反应向右移动，[Mg2+]和[NH+4]的浓度就会降低，不利于产生[MgNH4PO4]沉淀物。但是，对于（3）式来说，pH的升高，将使H+浓度降低，就会使平衡式向左移动，利于产生[MgNH4PO4]沉淀物。因此pH将是影响[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]摩尔浓度积的主要因素，过高或过低的pH都不利于[MgNH4PO4]沉淀，也就是不利于[NH3]―N的去除，所以实验中必须确定一个比较理想的pH。由有关科学分析，试验中最优pH为9～9.5.
3.33.氨氮的浓度受pH值以及水的温度影响比较大，水中的氨温度太高，氨氮将从溶液中挥发出去，增大沉淀物的溶解度;而温度太低，生成磷酸按镁的反应速度相对较慢。氨水调解池的温度一般为20-50℃，由李睿[[8]]等人分析得，在试验温度20℃到45℃下，出水氨氮、镁离子、含磷量稳定氨氮去除率为93%，说明温度对反应过程中氨氮的去除率影响不大。后期的试验可在室温下进行。
4.氨氮初始浓度的影响
经有关科学分析，对于不同氨氮浓度的废水，其去除率均在90%以上，并且随着进水氨氮浓度的升高，氨氮去除率呈增长趋势，在氨氮浓度为2000mg/L以上时，去除率大于94%，出水中镁离子和含磷量也满足后续生化池处理的要求。所以，用磷酸按镁法去除高浓度的氨氮，去除效果良好。
四、小结
在用化学沉淀法除去废水中的氨氮时，选择的最优条件为：使pH值为9-9.5左右;投加得[NH+4]、[Mg2+]、 [PO3-4] 得摩尔比为1：1：1，反应可以在室温进行。
五、讨论及展望
综上所述，化学沉淀法有如下优点：
（1） MAP沉淀法与生物处理结合后，曝气池不需达到硝化阶段，曝气池体积比硝化反硝化法可以减少约1倍。
（2）氨氮在化学沉淀法中被沉淀去除，与硝化一反硝化法相比，能耗大大节省，反应也不受温度限制，不受有毒物的干扰。
（3）可以处理各种浓度的氨氮废水。
（4）如果产物MAP用作肥料，则可把水中的污染物氨氮变成了一种有用的物质，这在一定的程度上降低了处理费用。
因此，MAP沉淀法是一种技术可行，经济合理的氨氮废水处理方法，很有开发前景。从目前开发现状来看，主要需解决以下问题：①寻找价廉高效的沉淀剂降低处理费用。化学沉淀法处理废水的费用主要是药剂。如果能找到价廉高效的沉淀剂，则可望大大降低处理费用。②开发MAP作为肥料的价值。很多文献中虽然已提到MAP可作为肥料使用，但只有通过大田实验验证了MAP的肥效，并使之实际应用到农业生产中，才能真正为化学沉淀法的副产物MAP找到出路，使化学沉淀法在废水处理中得到应用。
参考文献：
[1] Kenichi Ebata. Karoru Ichimaru，Kyoji Ton. Ammonia removal from wastewaters. Japan. Kokai77 04， 649. 1997
[2] Hiroshi Ono.Naoki Okada. Removal of ammonical nitrogen from wastewaters. Japan. Kokai 77 155. 860. 1997
[3] Katsuyuki Kataoka. Treatment of waste regeneration solutions ion exchange of wastewaters.Japan. Kokai 78 67， 675. 1978
[4]谢炜平.废水中氨氮的去除与利用.环境导报，1999， 1： 14～15
[5钟理等.化学沉淀法除去废水中的氨氮及其反应的探讨.重庆环境科学，2000， 22 （6）： 54～ 56，71
[6]全武刚，王继徽.磷酸铵镁除磷脱氮技术.工业用水与废水，2002， 33 （5 ）： 4～6
[7]张力军.中国环境保护手册〔S].海洋出版社
[8]李睿，程芳琴.焦化废水中氨氮的去除研究，2007，7
废水中磷的处理方法范文5
关键词 养殖废水；洛克沙胂；生物除磷；富营养化
中图分类号 X713 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）04-0221-03
随着养殖业的发展，畜禽粪便排放量不断增加。2003年，我国的畜禽粪便量为31.9亿t，是当年工业废弃物产量的3.2倍[1]，而养殖业产生的废水量比畜禽粪便的量更多。养殖废水不但是一种高有机质、高氮、高磷的特殊污水，而且还含有重金属、抗生素、细菌和病原体等[2-3]。养殖废水若不经处理就直接排放或者施用于农田，会造成当地生态环境和农田的严重污染。磷是水体富营养化的限制因子，对磷酸盐有效控制是控制水体富营养化的根本措施，而养殖废水中所含污染物质对除磷工艺的影响比较复杂。因此，研究养殖废水含有的污染物质对除磷工艺的影响规律，对提高生物除磷的效果具有现实意义。该文从养殖废水有机质、氨氮、金属离子和洛克沙胂的角度出发，分析适宜微生物除磷的最佳环境，以期为养殖废水生物除磷工艺的研究提供参考。
1 养殖废水的特点
由表 1可知：①养殖废水中有机污染物浓度较高，离心后的养殖废水中COD均值可达3 969 mg/L，BOD5均值可达1 730 mg/L，此外还含有大量的NH4+-N、磷酸盐，离心后的养殖废水中磷酸盐可达147 mg/L，NH4+-N多达1 650 mg/L；②养殖废水中含有大量的有毒物质，如重金属、抗生素、洛克沙胂等。离心后，Cu2+可达4.87 mg/L，洛克沙胂为14～48 mg/L。这些污染物如不经过处理就排放或直接用于农田，将会给当地生态环境带来严重的影响。现阶段对养殖废水处理的过程中，一般要依次通过调节池、氨吹脱塔、沉淀池才进入生物除磷池。因此，在处理养殖废水的过程中，离心后的养殖废水指标比较接近于进入生物反应池的指标。
2 养殖废水生物除磷影响因素
2.1 有机质对养殖废水除磷的影响
有机质也就是微生物生长因子中的碳源，因此有机质是微生物新陈代谢的必需物质，当有机质含量较少时，很难满足微生物自身的生长需求；当有机质含量较多时，虽然满足了微生物自身生长的需求，但是给污水处理带来一定的难度。在生物除磷的过程中，不同的碳源类型会直接影响聚磷菌的释磷和积磷的速率，进而影响微生物的除磷效果。Tsai et al进行生物除磷研究发现以葡萄糖作为碳源会导致除磷系统的恶化[5]；而Puig et al以乙醇作为碳源进行生物除磷时则可以达到很好的除磷效果[6]。Chen et al研究发现，提高丙酸/乙酸的比例，短时间内对除磷不利，但是长时间运行能够显著提高除磷的效果[7]。吴昌永等发现乙酸作为单一碳源时，厌氧区的释磷速率较高，污泥中的聚β-羟基烷酸脂（Poly-β-hydroxyalkanoates，PHAs）成份主要为聚-β-羟基丁酸（Polyhydroxybutyrate，PHB）和聚羟基戊酸（Polyhydroxyva-lerate，PHV），两者在厌氧区的合成量差别不大，PHB在随后的反应过程中变化较大，对除磷代谢过程起主要作用，而PHV的变化较小。当丙酸作为唯一碳源时，厌氧区的释磷速率偏低，主要合成PHV，几乎不含有PHB，PHV在随后积磷过程中，浓度变化较大，对除磷的代谢起主要作用，而且出水磷偏低，因此碳源在脱氮除磷系统中相对于乙酸，丙酸更适宜于作为碳源[8]。随后王 冲等发现丙酸盐更适宜于聚磷菌的生长，而乙酸盐适宜于聚糖菌的生长[9]。从表2可知，养殖废水中VFA的百分含量如下：乙酸盐为58.0%，丙酸盐为17.5%，丁酸盐+异丁酸盐为15.8%，戊酸盐+异戊酸盐为8.7%。可以看出养殖废水中的挥发性脂肪酸主要成分是乙酸盐而不是丙酸盐，因此在养殖废水进入生物反应器之前，可以通过一定的措施使养殖废水中的有机质转化为丙酸盐，从而提高养殖废水的除磷效果。
2.2 氨氮对养殖废水除磷的影响
氮元素是微生物生长所必需的氮源，它是微生物的酶、核酸和蛋白质等的组成部分。当氮源较少时会影响微生物自身的生长，当氮源较多时，会抑制聚磷菌活性。
从表1可知，养殖废水中的氮源主要是氨氮，数值高达1 650 mg/L，硝酸盐和亚硝酸盐基本为零。学者在研究氨氮浓度对生物除磷的影响时发现，较低的进水氨氮浓度（20 mg/L）对强化生物除磷系统的除磷功能也有一定的抑制作用，当强化生物除磷系统污泥浓度为2 500 mg/L时，系统运行的最佳进水氨氮浓度为15 mg/L，此时系统磷的去处率也最大[10]。因此养殖废水在进入生物反应器之前一定要进行氨氮的去除，一般情况下是将养殖废水送进氨吹脱塔，吹脱塔采用空塔结构，底部通高压空气，用微孔曝气器供气，顶部加入石灰乳，使石灰乳与废水进行充分的同向混合，反应产生的NH3由空气带出[11]，预处理氨氮后，一方面减少了进入生物反应器的废水含氮量，另一方面提高了C/N比，进而提高养殖废水的除磷效率。
2.3 C/N和C/P
微生物的生长不仅需要碳源，而且也需要氮源、磷源。学者研究发现，当进水C/N质量比在2.7～7.2时，系统对COD、氨氮的去除效果不受C/N比的影响，去除率达到90%以上，而对于磷的去除率随着C/N比的升高而增大[12]。罗固源等在螺旋升流式反应器系统中，通过改变C/N比研究其对生物除磷的影响发现，当C/N比在7以上时，对生物除磷的效率影响不大，除磷效率都在90%以上。因此当C/N比升到7以上，通过增加碳源的含量对生物除磷没有明显的效果[13]。赵晨红等发现当进水的C/N比为6，C/P质量比大于33时，磷可以完全去除，而当C/P比小于33时，磷的去除率随着C/P比的降低而减小[14]。由表1可计算得出养殖废水中的平均C/N比为0.86，平均C/P比为47.97。可以看出养殖废水中平均C/N比远远低于除磷效率较好且经济的C/N比，而C/P比远远高于除磷效率较好的临界点33，所以C/P比不会影响养殖废水生物除磷的效率。因此，在养殖废水的除磷过程中可以通过外加碳源来增加C/N比，有学者发现在进入生物反应器时通过加入猪粪浓浆可以有效地提高C/N比，且不会显著增强磷的负荷[15]。
2.4 金属离子对生物除磷的影响
养殖废水中的金属离子如表1所示，含有钾、钠、钙、镁、铁、锌、铜、锰、镍、铬、铅等。其中钾、钠离子是微生物体液的基本组成部分，有维持微生物体内外渗透压的功能。当这2种离子浓度较高的时候会使微生物体液流失，当浓度较低时会使微生物体内的渗透压大于周围环境的渗透压，给微生物的生长带来不利影响。研究发现，微生物在质量浓度为5.0～8.5 g/L的NaCl溶液中，形态和大小不变[16]，而养殖废水中的NaCl和KCl质量浓度在5 g/L左右，因此养殖废水中的钠、钾离子浓度能够满足微生物适宜生存的渗透压。镁、钙、铁离子是微生物正常活动的常量元素，学者对镁离子浓度对生物除磷的影响是发现充足的镁离子会使聚磷菌快速富集，在镁离子不充足的情况下，长期运行会使除磷系统日趋恶化，且Mg/P质量比在0.2～0.6范围内，磷酸盐的去除率较高[17]，在养殖废水中，平均Mg/P比为0.053，远小于0.2，因此在对养殖废水生物除磷的过程中，可以适当添加一些镁离子来提高除磷的效率。在试验中发现微生物正常生长对钙离子与铁离子需求分别为7.5、0.17 mg/L。而养殖废水中的钙、铁离子分别为126、6.27 mg/L，远远高于微生物正常需求的含量。钙离子与磷酸氢根离子生成碱式磷酸钙沉淀，铁离子与磷酸根反应生成磷酸铁沉淀，这些多余的钙离子和铁离子可以与微生物的生物除磷联合除磷，对除磷的效率有一定的提高作用。因此，在对养殖废水生物除磷的研究中，不需再对常量元素离子对生物除磷效果进行进一步研究。
重金属离子如：铬、铜、铅、钼、镍、锌等，大部分是微生物生长所必需的微量元素，但是当这些重金属离子浓度较大时，会对微生物造成一定的毒害作用从而导致生物除磷系统的恶化。重金属不能被微生物降解并且对它们有毒害的作用，但是微生物对重金属又有一定的解毒和拮抗作用，可以吸附和转化重金属。从表1可知，养殖废水中的重金属离子浓度为Zn：8.44 mg/L、Cu：4.87 mg/L、Mn：0.26 mg/L、Ni：0.21 mg/L、Cd：0.061 mg/L、Pb：0.04 mg/L、Cr：0.016 mg/L、V：0.007 mg/L。秦海霞等通过研究重金属对除磷能力影响得出，聚磷菌的重金属离子短期耐受程度为：Cd2+：0.5 mg/L、Cr3+：1 mg/L、Cu2+：1 mg/L、Zn2+：3 mg/L，但是随着浓度的升高，对生物除磷能力的抑制影响越大[18]。对于以上4种离子，养殖废水中的离子浓度除了铜离子浓度超过生物除磷的耐受程度，其他3种重金属离子浓度均能满足微生物的短期耐受程度。因此，在养殖废水除磷的过程中要着重驯化适宜于高浓度铜离子的污泥，来提高养殖废水的除磷效率。
2.5 洛克沙胂对生物除磷的影响
洛克沙胂是一种饲料添加剂，具有促生长的功能，因此广泛应用于畜禽的饲料中，在美国70%的肉鸡饲料中被加入洛克沙胂。据Ctarbarino et al的研究，美国每年要向环境中排放大约900 t的洛克沙胂，在新鲜的粪便中洛克沙胂的含量为14～48 mg/kg[19-22]。在我国，一些学者的研究表明，鸡粪中砷的含量达到21.9 mg/kg，在猪粪中砷的含量高达89.3 mg/L。在我国，由于畜禽的粪便一般是不经过处理或只经过简单处理就作为有机肥料直接施用于农田，导致有机砷进入土壤环境中，并随地表径流进入水体，对环境系统以及人们的生命健康构成潜在的危害[23]。洛克沙胂进入动物体内基本上以洛克沙胂的原型排出体外，且极易溶于水，试验发现废水中其含量最高可达1 000 mg/L左右。洛克沙胂随动物粪便排出体外后，在厌氧条件下迅速变4-羟基-3-氨基苯胂酸（4-hydroxy-3-aminophenylarsonic acid，HAPA），HAPA在厌氧条件下相对比较稳定，会保持一段时间，HAPA在厌氧环境下能够经过长时间的转化变成As5+，进而变成As3+[19]。在短期洛克沙胂对生物除磷的影响研究发现，随着洛克沙胂浓度的增加，反应器出水磷酸盐的浓度逐渐增大，在厌氧段释磷速率的半数抑制速率（IC50）为348.25 mg/L・min，好氧段的积磷速率半数抑制速率为174.00 mg/L・min，磷酸盐的去除率的半数抑制率为114.32 mg/L・min。在长期试验中，随着时间的推移，在反应器中的洛克沙胂在微生物的作用下变成HAPA，HAPA在长期的厌氧好氧交替的环境下会变成无机砷，这种方法形成的无机砷和其他的重金属离子一样，在浓度较高时，会对聚磷菌酶的活性造成一定的抑制作用，继而对聚磷菌的厌氧释磷和好氧积磷造成抑制，尤其在好氧段，不能使游离的磷酸根离子吸收在聚磷菌体内，达不到除磷效果。
3 结论与展望
通过以上研究发现：①C/N比较低是限制养殖废水除磷的根本因素，而不是C/P。②养殖废水中挥发性脂肪酸主要以乙酸为主，而除磷较为适宜的碳源是丙酸，因此应该控制养殖废水的水解酸化过程，使有机质转化为丙酸而非乙酸。③针对养殖废水中氨氮浓度较高的情况，通常用氨吹脱塔来进行氨氮去除，进而提高C/N比。④对于金属离子方面，养殖废水除磷主要受铜离子浓度的影响，在养殖废水除磷的过程中要着重驯化适宜于高浓度铜离子的污泥，来提高养殖废水的除磷效率。⑤养殖废水中含有大量的洛克沙胂，在厌氧条件下，洛克沙胂变成HAPA，在厌氧条件下相对比较稳定，会保持一段时间，HAPA在厌氧环境下能够经过长时间的孵化会变成毒性强的As5+，进而变成毒性更强的As3+，给除磷带来了很大的挑战。
学者主要从C/N、C/P、碳源的种类、金属离子的浓度、有机砷和无机砷的浓度等方面对生物除磷有了较多的研究成果，但是在关于有机砷到无机砷的转换过程对生物除磷的影响研究较少，对钒离子对生物除磷的影响亦没有涉足。因此，在以后研究中主要从以下几个方面来进行养殖废水的除磷研究：①探究养殖废水中的洛克沙胂在SBR反应器中的迁移转化过程。②砷和磷是同一主族元素，研究在除磷过程中，砷元素是否会代替磷元素进入聚磷菌的细胞质以及核酸中，进而影响聚磷菌的活性。③研究无机砷和有机砷对聚磷菌影响的协同作用。④对于钒离子，五价态钒为氧钒基阳离子，易与其他生物物质结合形成复合物，在许多生化过程中，钒酸根能与磷酸根竞争，或取代磷酸根。对高浓度钒离子的养殖废水的研究，是对生物除磷的又一挑战，有待进一步研究。
4 参考文献
[1] 王方浩，马文奇，窦争霞，等.中国畜禽粪便产生量估算及环境效应[J].中国环境科学，2006，26（5）：614-617.
[2] PHILIP W，BICUDO J R.Tangential flow separation and chemical enhan-cement to recover swine manure solids，nutrients and metals[J].Bioresource Technology，2000（73）：1-11.
[3] OBAJA D，MACE S，COSTA J，et al.Nitrification，denitrification and bio-logical phosphorus removal in piggery wastewater using a sequencing batch reactor[J].Bioresource Technology，2003（87）：103-111.
[4] ERNET N B，ELGENES N D，MOLETTA R.Denitrification by anaerobic sludge in piggery wastewater[J].Environmental Technology，1995（17）：293-300.
[5] TSAI C S，LIU W T.Phylogenetic and physiological diversity of tetradfor-ming organisms in deteriorated biological phosphorus removal systems[J].Water Science &Technology，2002，46（1/2）：179-184.
[6] PUIG S，COMA M，MONCLUS H，et al.Select ion between alcohols and volatile fatty acids as external carbon sources for EBPR[J].Water Research，2008（42）：557-566.
[7] CHEN Y，RANDALL A A，MCCUE T.The efficiency of enhanced biolog-ical phosphorus removal from real wastewater affected by different ratios of acetic to propionic acid[J].Water Research，2004（38）：27-36.
[8] 吴昌永，彭永臻，彭轶，等.碳源类型对A2O 系统脱氮除磷的影响[J].环境科学，2009，30（2）：798-801.
[9] 王冲，江帆，王红宇，等.碳源和进水pH 值对聚糖菌代谢的短期影响[J].中国给水排水，2012，28（1）：1-6.
[10] 徐少娟，蒋涛，殷峻，等.进水氨氮浓度对强化生物除磷（EBPR）系统除磷特性及微生物群落结构的影响[J].环境科学学报，2011，31（4）：745-751.
[11] 杨丽芳，朱树文，高红武，等.ABR厌氧/CASS好氧工艺处理养殖废水[J].中国给水排水，2007，23（8）：62-65.
[12] 周成金，何文杰，张甜甜，等.碳氮比对生物倍增工艺同步脱氮除磷的影响研究[J].水处理技术，2012，38（8）：26-29.
[13] 罗固源，杨洋，许晓毅，等.进水碳氮比对SUFR系统脱氮除磷影响的特性分析[J].环境工程学报，2009，13（10）：1741-1744.
[14] 赵晨红，彭永臻，王淑莹.进水碳磷比对UniFed SBR工艺性能的影响[J].现代化工，2008，28（1）：50-54.
[15] 秦德韬，陈梅雪，丁然.养殖水SBR碳源投加实时控制研究[J].环境工程学报，2010，4（9）：1932-1936.
[16] 周群英，王士芬.环境工程微生物学[M].北京：高等教育出版社，2007.
[17] 李幸，高大文，刘琳.镁离子浓度对SBR生物除磷系统的影响[J].环境科学，2011，32（7）：2037-2040.
[18] 秦海霞.重金属对生物除磷的研究[D].长沙：湖南大学，2007.
[19] GARBARINO J R，BEDNAR A J，RUTHERFORD D W，et al.Environ-mental fate of roxarsone in poultry litter（I）Degradation of roxarsone during composting[J].Environmental Science & Technology，2003（37）：1509-1514.
[20] JACKSON B P，BERTSCH P M.Determination of arsenic speciation in poultry wastes by IC-ICP-MS[J].Water Science &Technology，2001（35）：4868-4873.
[21] JACKSON B P，BERTSCH P M，CABRERA M L，et al.Trace element speciation in poultry litter[J].Environmental Quality，2003（32）：535-540.
废水中磷的处理方法范文6
【关键词】吹脱法 影响因素 正交试验 响应面
我国“十二五”国民经济和社会发展规划纲要里，就提出了控制氨氮污染排放的规划，明确提出氨氮减排10%的目标。本实验所用的实际水样为生物法处理后的丙烯腈废水，水中氨氮含量为390～450mg/L，未符合国家排放标准，采用吹脱法去除水中超标的氨氮。试验研究了吹脱时间、废水温度、废水初始pH值、气体流量等影响因素对吹脱法脱氮的效率的影响，并通过正交试验和响应面实验分析了吹脱法脱氮的最佳工艺条件。
1 研究背景
1.1 氨氮废水的污染现状
氮在废水中以有机态氮、分子态氮、硝态氮（NO3-N）、氨态氮（NH4+-N）、亚硝态氮（NO2-N）及氰化物和硫氰化物等多种形式存在，而氨氮是最重要的存在形式之一。废水中的氨氮主要以氨离子（NH4+）存在，是水体富营养化和环境污染的一种主要污染物质，也是最难降解及去除的成分。随着世界经济的发展和城市化的进程，化肥、石油化工等行业的迅速发展壮大，对水的需求量在不断地增大，由此产生的是废水的排放量也急剧增加，这不仅成为了经济发展的制约因素，也对生态环境造成了严重的危害。其中，水体中的氨氮污染是水污染中最常见、来源最广泛的污染。因此，当前环保工作者研究的重要课题就是经济有效的控制高浓度氨氮的污染，我国“十二五”国民经济和社会发展规划纲要里，就提出了控制氨氮污染排放的规划，明确提出氨氮减排10%的目标，明显可以看出现在氨氮已成为继COD后的全国主要水污染排放的约束性控制指标。公众的环保意识不断的增强，政府和国家对环境问题的重视，使得水体中氨氮的污染被广泛关注。
1.2 氨氮废水的来源
人类活动和自然过程两个方面是水体中含氮物质主要来源和途径。含氮物质进入水体的自然过程和来源主要包括生物固氮、非市区径流和降水降尘等。另一方面，水体中含氮物质来源和途径是人类活动，主要包括处理过或未处理的城市生活污水、工业废水、各种地表径流和浸滤液等。其中，水体中含氮物质的来源之一也是我国农业生产过程中大规模的使用人工合成的化学肥料，农田排水和雨水冲刷，使大部分农作物没用充分利用的化肥，流入了地下水和地表水中，污染了水体。
1.3 氨氮废水的危害
水体中的氨氮是指以氨（NH3）或铵（NH4+）离子形式存在的化合氨。各类型氮的化合物中，氨氮是最危害环境的类型，也是水体受到污染的标志，氨氮对水生态环境的危害表现在多个方面。
（1）与COD一样，氨氮也是水体中的主要耗氧污染物。由于湖泊是相对封闭的生态系统，沉积底泥量较河流大，氨氮氧化会造成水体中溶解氧浓度降低，导致水体发黑发臭，引起水体水质下降，对水生动植物的生存造成不利影响。或者藻类暴发致使水体缺氧时，均易导致底泥厌氧发酵，会再次产生氨氮，使湖泊的生态系统进入恶性循环。（2）水体中含有的氨氮含量过高，会导致水体富营养化，会造成重大的危害。由于氮的存在，会致使光合微生物（大多数为藻类）的数量急剧增加，增加了水体富营养化发生的几率；由于藻类的腐烂，使水体中出现氧亏现象；由于蓝-绿藻类产生的毒素，家畜损伤，鱼类死亡；藻类代谢的最终产物可产生引起有色度和味道的化合物。（3）NH4+-N和氯反应会生成氯胺，氯胺的消毒作用比自由氯小，因此当有NH4+-N存在时，水处理厂将需要更大的加氯量，造成给水消毒和工业循环水杀菌处理过程中增大用氯量，从而增加处理成本，促进输水管道和用水设备中微生物的繁殖形成污垢，堵塞管道和用水设备，影响换热效率。
本文中介绍氨氮废水的处理技术主要有生物法处理、物理化学处理法、生化联合法处理。具体方法及研究现状如下：
2 生物法
微生物去除氨氮是在微生物的作用下，将有机氮转化成N2和N2O气体的过程，包括硝化和反硝化两个阶段。其中第一阶段为硝化过程，硝化菌和亚硝化菌在有氧的条件下，主要是将氨态氮转化为亚硝态氮和硝态氮的过程，即将NH4+转化为NO2-和NO3-的过程；第二阶段为反硝化过程，在无氧或低氧条件下，污水中的亚硝态氮和硝态氮被反硝化菌（异养型兼厌氧细菌）还原转化为氮气的过程。反硝化过程中，反硝化细菌在缺氧条件下，利用各种各样的有机底物（碳源）作为反硝化过程中的电子供体，主要包括醇类、碳水化合物、有机酸等。
2.1 A/O工艺
A/O工艺是将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A/O工艺的特点是污水先进入缺氧池，污水中的有机碳被反硝化菌所利用，可减轻其后好氧池的有机负荷，反硝化反应产生的碱度可以补偿好氧池中进行硝化反应对碱度的需求。好氧在缺氧池之后，可以使反硝化残留的有机污染物得到进一步去除，提高出水水质。由于A/O工艺比较简单，也有其突出的特点，目前仍是比较普遍采用的工艺。
2.2 A2/O工艺
A2/O工艺比A/O工艺在缺氧段前面多加了一个厌氧段，即生物池通过曝气装置分成厌氧段、缺氧段、好氧段，工艺流程图如图1 所示。
图1 A2/O工艺流程图
在该工艺流程内，废水中的SS、BOD5、氮和磷均能被去除。A2/O生物脱氮除磷系统的活性污泥中，菌群主要由聚磷菌和反硝化菌、硝化菌组成。在厌氧段，聚磷菌释放磷，并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物；在缺氧段，反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用，转化成氮气逸入到大气中，从而达到脱氮的目的；而在好氧段，硝化细菌将入流中的氨氮及有机氮氨化成的氨氮，通过生物硝化作用，转化成硝酸盐，同时聚磷菌超量吸收磷，并通过剩余污泥的排放，将磷除去。
2.3 厌氧氨氧化法
厌氧氨氧化是指在无氧或厌氧的反应条件下，以自养型厌氧氨氧化细菌为代表的微生物，直接以NH4+为电子供体，以NO3-或NO2-为电子受体，将NO3-、NO2-或NH4+转变成N2的生物氧化过程。厌氧氨氧化工艺具有以下的优点：免去反硝化反应的外源电子供体；氨厌氧氧化的生物产酸和产碱量大幅下降，可节省传统硝化反硝化反应过程中所需的中和试剂；可以大幅度地降低硝化反应的充氧能耗；产生的污泥量极少。该工艺的缺点是是：厌氧氨氧化的反应容器体积较大。
2.4 短程硝化反硝化法
生物硝化反硝化是去除水中氨氮的一种较为经济的方法，也是应用最广泛的脱氮方式，其原理就是模拟自然生态环境中氮的循环，利用反硝化菌和硝化菌的联合作用，将水体中氨氮转化为氮气，以达到脱氮目的。因为氨氮氧化过程中需要大量的氧气，所以这种脱氮方式的主要开支就是曝气费用。短程硝化反硝化是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，即反硝化反应时以NO2-为电子受体。实现短程硝化反硝化生物脱氮技术的关键就是将硝化控制在亚硝酸阶段，阻止亚硝酸盐的进一步氧化。
3 物理化学法
3.1 离子交换法
离子交换法的原理就是废水中的其它同性离子和离子交换剂（不溶性离子化合物）上的可交换离子的交换反应，这是一种比较特殊的吸附过程，并且通常都是可逆性的化学吸附过程。沸石是应用最广泛的离子交换剂，它是一种天然的离子交换物质。沸石的成本远远小于阳离子交换树脂的成本，并且沸石含有较大的阳离子交换容量，对NH4+-N具有选择性的吸附能力。沸石作为具有特殊的离子交换特性的离子交换剂，对各个离子的选择交换顺序如下：Cs（Ⅰ）>Rb（Ⅰ）>K（Ⅰ）>NH4+>Sr（Ⅰ）>Na（Ⅰ）>Ca（Ⅱ）>Fe（Ⅲ）>Al（Ⅲ）>Mg（Ⅱ）>Li（Ⅰ）。实际工程应用过程中，将废水pH值调整到6～9之间，对除了Mg以外的碱土金属、碱金属中都有影响，特别是Ca对沸石的离子交换能力的影响要比K和Na对沸石离子的交换能力的影响更大；对重金属基本没有影响。沸石吸附饱和就不再进行吸附，但经过再生都依旧能够使用，故其成本较小。吸附再生的方法一般是用再生液法，再生液大多数采用NaCl和NaOH。由于废水中含有Ca2+，致使沸石对氨的去除率呈不可逆性的降低，要考虑补充和更新。
3.2 化学沉淀法
化学沉淀法是往水中投加某种化学药剂（一般投加镁的化合物和磷酸氢盐或磷酸），与水中的溶解性物质发生反应，生成难溶于水的盐类，形成沉渣易去除，从而降低水中溶解性物质的含量。当废水中含有NH4+时，可加入Mg2+和PO43-离子，此时会产生以下反应： Mg2+ + PO43- +NH4+ MgNH4PO4，从化学式可知生成了难溶于水的沉淀物，以此来达到去除水中氨氮的目的。实际工程应用中，经常使用的沉淀剂是H3PO4和Mg（OH）2，应用时，投加质量比H3PO4/Mg（OH）2为1.5～3.5，pH值在9.00～11.00之间。当废水中的氨氮浓度低于900mg/L时，去除率高达90%，并且MgNH4PO4沉淀物是一种很好的复合肥料，所以化学沉淀法也是比较常见的去除法。但是H3PO4和Mg（OH）2的价格比较贵，使运行成本增大，而且向废水中加入了PO43-，容易造成二次污染，所以化学沉淀法一般用于处理高浓度氨氮废水。
3.3 催化湿式氧化法
催化湿式氧化法是20世纪80年代国际上发展起来的一种治理废水的新技术。在一定温度、压力和催化剂作用下，经空气氧化，可使污水中的有机物和氨分别氧化分解成CO2、N2和H2O等无害物质，达到净化的目的。催化湿式氧化法具有以下优点：流程简单、净化效率高（废水经净化后可达到饮用水标准）、占地面积少等。目前催化湿式氧化法的催化剂基本都是液相完全氧化催化剂，主要有稀土、贵金属、复合氧化物、过渡金属及其氧化物和盐类等。根据实际应用发现，催化湿式氧化法的建设及运行费用只有常规方法的60%，所以该法具有较强的应用性。
3.4 超临界水氧化法
超临界水氧化法把温度和压力升高到水的临界点以上，该状态的水就称为超临界水。在此状态下水的粘度、密度、扩散系数、介电常数、溶剂化学性能和电导率都不同于普通水。较高的反应温度（400～600 ℃）和压力也使反应速率加快，可以在几秒钟内对有机物达到很高的破坏效率。由于超临界水对有机物和氧气均是极好的溶剂，因此有机物的氧化可以在富氧的均一相中进行，反应不存在因需要相问转移而产生的限制。同时，400～600℃的高反应温度也使反应速度加陕，可以在几秒钟内达到对有机物很高的破坏作用。有机物在超临界水中进行的氧化反应，可以简单表示为：酸+Na0H 无机物，超临界水氧化反应完全彻底：氮转化为硝酸根和亚硝酸根离子或氮气，氢转化为H2O，有机碳转化为CO2，硫和磷分别转化为硫酸盐和磷酸盐，卤素原子转化为卤离子。而且超临界水氧化反应在某种程度上和简单的燃烧过程相似，在氧化过程中释放出大量的热量。
4 生化联合法
通过对以上各种方法的对比可知，生物脱氮具有较好的处理效果，无二次污染，并且其操作管理均比较简便，但其也会因为亚硝酸盐氮或者高浓度游离氨而受到抑制。而物化方法在处理高浓度氨氮废水时，不受氨氮浓度过高的限制，但是物化法处理氨氮废水时，一般达不到排放标准。所以实际应用中，可以采用生化联合的方法对废水进行处理，为了减轻生物处理的负荷，可以在生物处理之前，先对废水进行预处理，即物化处理。
4.1 生物活性炭流化床
流化床反应器是一种实现固体颗粒与气相、液相、气液相之间的混合传质、传热的设备。它与传统的固定床反应器不同，床内固体微粒始终悬浮于液（气）体中并剧烈运动，具有类似液体的自由流动性，从而大大强化了物质的扩散过程，提高了反应速度，对于催化剂寿命较短或频繁再生的场合更具优越性，这使流态化得以在工业上广泛应用。
4.2 膜-生物反应器技术
膜-生物反应器（Membrane Bio-Reactor，MBR）为膜分离技术与生物处理技术有机结合之新型态废水处理系统。是一种由膜分离单元与生物处理单元相结台的新型水处理技术，以膜组件取代二沉池在生物反应器中保持高活性污泥浓度减少污水处理设施占地，并通过保持低污泥负荷减少污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池内之膜分离设备截留槽内的活性污泥与大分子固体物。因此系统内活性污泥（MLSS）浓度可提升至10，000mg/L，污泥龄（SRT）可延长30天以上，于如此高浓度系统可降低生物反应池体积，而难降解的物质在处理池中亦可不断反应而降解。
5 结语
