废水中总氮处理方法精选(九篇)

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第1篇：废水中总氮处理方法范文

关键词：总氮；紫外在线消解；气相分子吸收光谱法；检出限；精密度；准确度

中图分类号：X832 文献标识码：A DOI：10.11974/nyyjs.20170332003

引言

总氮是衡量和评价水体富营养化的重要指标，近年来，随着经济发展，人类活动加剧，大量生活污水、农田废水、工业含氮废水等流入自然水体，使水体中有机氮和无机氮含量增加，导致水质富营养化日益严重，严重影响人类的正常生活[5]。目前，测定水中总氮的方法主要有连续流动分光光度法、碱性过硫酸钾氧化法、气相分子吸收光谱法。然而，连续流动法前期试剂配制繁琐、耗时长，对水样洁净程度、试剂的纯度要求高；碱性过硫酸钾氧化法前处理采用高压灭菌锅进行消解[1]，每批样品消解需要1h左右的时间，费时，且紫外光度法准确性和重复性较差，计算起来繁琐[3]，对于未知大浓度水样的稀释处理更是麻烦；气相分子吸收光V法克服了上2种方法的大部分缺点，但依然采用高压灭菌锅进行消解[2]，分析时间较长，对于未知大浓度水样的前处理依然麻烦。对此，本文采用了配备紫外在线消解模块的气相分子吸收光谱仪进行总氮的测定，每个样品从上机到分析出数据仅需几分钟的时间，大大缩短了分析时间，对于未知大浓度的水样，可在消解前通过仪器设置，实现自动稀释，操作简单，自动化较强。本文通过对紫外在线消解-气相分子吸收光谱法测定总氮的检出限、准确度以及精密度与HJ/T 199―2005标准中要求的进行比较，以此来验证改进后方法的可行性。

1 实验部分

分别通过对空白加标样品、标准样品和实际样品的测定，来确定改进后方法的检出限、准确度及精密度。

1.1 实验原理

水样按照设定的稀释倍数，经紫外在线消解后，氮元素全部转化为硝酸根离子，再由三氯化钛溶液还原硝酸根离子，变成一氧化氮，在波长为214.4nm下，测定生成的一氧化碳气体的响应值。

1.2 仪器

GMA3380气相分子吸收光谱仪：配备镉灯（上海北裕分析仪器有限公司）。

XJ-TN20总氮在线消解模块（上海北裕分析仪器有限公司）。

1.3 试剂

三氯化钛溶液：15%三氯化钛与盐酸按体积比3：1混合。

总氮氧化试剂（上海北裕仪器厂家提供）：取一瓶粉末状药品溶于400mL盐酸溶液（盐酸：水=1：2）中。

总氮消解溶液（上海北裕仪器厂家提供）：取一瓶粉末状药品溶于400mL去离子水中。

国家级有证标准溶液、标准样品。

1.4 实验结果

1.4.1 标准曲线

配制母液浓度为4mg/L的总氮标准样品，按指定浓度经仪器自动稀释，分别测定出各设定浓度的响应值，计算标准曲线，结果如表1。

1.4.2 检出限

平行测定七次空白加标样品的浓度值，求出七次浓度值的标准偏差S，按照HJ168-2010标准中的规定，3.143倍的标准偏差即为改进后方法的检出限[4]，结果如表2。

由表可知，改进后的方法检出限为0.025mg/L，小于HJ/T 199-2005中规定的方法检出限0.050mg/L。

1.4.3 精密度

平行测定7次国家级标准样品GSBZ50026-94/203231，样品保证值浓度为（1.42±0.08）mg/L，结果如表3。

测定国家级标准样品GSBZ50026-94/203231，样品保证值浓度为（1.42±0.08）mg/L，实际测定浓度平均值为1.44mg/L，在标准样品保证值范围内。

2 结论

紫外在线消解-气相分子吸收光谱法测定水中总氮，无需使用高温高压，使水样在短时间内实现快速、连续的氧化消解，具有较高的准确度和精密度，符合HJ/T 199-2005国标方法的要求。该方法所需试剂少、配制简单，具有很好的检出效果，同时减少了时间和人力的投入，对实际水样中的总氮进行快速、准确的分析与评价具有重要的意义。

参考文献

[1]HJ636-2012，水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法[S].北京：中国环境出版社，2014.

[2]HJ/T199-2005，水质总氮的测定气相分子吸收光谱法[S].北京：中国环境出版社，2006.

[3]莫怡玉，茅丽秋，吴卓智.碱性过硫酸钾氧化-气相分子吸

收光谱法测定水中总氮[J].环境监测管理与技术，2010，22（4）：

47-49.

[4]HJ168-2010，环境监测分析方法标准制修订技术导则[S].北京：中国环境出版社，2010.

第2篇：废水中总氮处理方法范文

关键词：总氮；空白值；悬浮物；碱性过硫酸钾；紫外分光光度法

中图分类号：X832 文献标识码：A文章编号：16723198（2012）10018202

总氮是指水体中所有含氮化合物中的氮含量，是反映水体所受污染程度和富营养化程度的重要指标之一，水体中含氮量的增加将导致水体质量下降，使其中的浮游生物和藻类大量繁殖而消耗水中的溶解氧，从而加速湖池水体的富营养化和水体质量恶化，而污水厂的出水最终都将排入湖、河，因此准确测定废水中总氮量十分重要。

废水中的总氮检测方法包括紫外分光光度法、气相分子吸收光谱法、离子色谱法、微波消解――电极法、高温氧化――化学发光法、光催化氧化――分光光度法等。常用的是过硫酸钾――紫外分光光度法，该方法步骤相对简单、所需试剂较少，要求使用的仪器设备一般实验室都能具备。但是在实际测定过程中受试剂质量、器皿、消解时间、实验室环境等因素的影响，空白值太高（文献中规定空白吸光度值应低于0.03），标准曲线相关系数R达不到0.999以上要求，长期困扰着水质分析工作者。而且废水中含有悬浮物比较多，直接影响测定结果准确度。笔者通过一系列的对比实验，系统地检查可能对检测结果产生影响的因素，使检测结果更为准确、符合要求。

1 主要仪器和试剂

（1）UV9600紫外/可见分光光度计，北京瑞利分析仪器有限公司。

（2）ZDX35B型自控座式压力蒸气灭菌器，上海申安医疗器械厂。

（3）MilliQ Academic超纯水器。

（4）TDL5A台式离心机。

（5）25ml具塞玻璃磨口比色管。

（6）10mm石英比色皿。

（7）（1+9）盐酸。

（8）碱性过硫酸钾溶液。分别称取40g过硫酸钾（K2S2O8）和15g氢氧化钠（NaOH）置两烧杯中，溶于水，待NaOH溶液冷却至室温，将两容液混合定容至1000mL，溶液存放在聚乙烯瓶内。

（9）硝酸钾标准溶液。硝酸钾标准贮备液：称取0.7218g经105℃～110℃烘干4h的优级纯硝酸钾（KNO3），溶于水中，移至1000mL容量瓶中，定容。此溶液每升含100mg硝酸盐氮。加入1~2mL三氯甲烷为保护剂保存，至少可稳定6个月。硝酸钾标准使用液：将贮备液用水稀释10倍而得。此溶液每升含10mg硝酸盐氮，使用时配制。或者采用国家标准物质，按使用说明配制。所用试剂无特别说明皆为分析纯试剂，实验中用水若无特别说明皆为无氨水。

2 结果与讨论

2.1 碱性过硫酸钾的影响

2.1.1 过硫酸钾试剂本身的影响

过硫酸钾试剂本身在测试波段区有强吸收值，且与浓度成正相关，相关系数达0.9999。文献［3］较早就提出了较高浓度的过硫酸钾在220nm处有吸收，文献［4］［5］又提出在275nm处也有较大吸光度，按文献［1］［2］所配的过硫酸钾在显色时的最高浓度也只有8（g/L），所以没有必要对过硫酸钾浓度高于8（g/L）的进行研究，而且过硫酸钾在高于60℃以上就开始分解，在120℃～124℃高压30min以上这种情况下可分解完全，因此没有必要对太高浓度的过硫酸钾进行研究，现只对2.0（g/L）以下的进行实验，结果如表1。

结果表明，过硫酸钾在220nm有强吸收，在275nm吸收虽然比较少，但随着浓度的增加而增加，而且在220nm吸光度值与浓度的相关系数为R=0.9999，补偿后的A（A220nm-2A275nm）值与浓度的相关系数为R=0.9999，如果过硫酸钾分解不完全，无论对空白还是对样品的分析结果影响都很大。

2.1.2 碱性过硫酸钾的配制

碱性过硫酸钾的配制过程十分重要，掌握不好会影响消解效果，对测定结果产生一定的影响。文献［1］［2］中关于碱性过硫酸钾的配制，只是简单的说将过硫酸钾和氢氧化钠溶于水中，并未作其它要求。实际上，过硫酸钾的溶解速度非常慢，若要加快溶解，绝对不能盲目加热，即使加热，也最好采用水浴加热法，且水浴温度一定要低于60℃，否则过硫酸钾会分解失效。配制该溶液时，可分别称取过硫酸钾和氢氧化钠，两者分开配制，待其氢氧化钠溶液温度降到室温后再加入过硫酸钾溶解。防止氢氧化钠放热使溶液温度过高引起局部过硫酸钾失效。

2.1.3 不同来源的过硫酸钾对空白的影响

A、B、C分别为三个不同厂家K2S2O8，D为A的重结晶（A有过高空白值的），使用同样NaOH，配成碱性过硫酸钾溶液，形成四种消解液，每种消解液分别做5个空白样，高压消解、冷却、测试，结果如表2。

表2中，消解液表2说明，碱性过硫酸钾对空白的影响非常大，曾经购买过多个厂家的过硫酸钾，空白值总是达不到小于0.03的要求，但是C（上海某引发剂厂产品）和D（A经重结晶）空白值都能满足。使用那种空白值很高的碱性过硫酸钾做标准曲线R值常不能满足需求，有时甚至只能达到0.9，使用空白值低的过硫酸钾后，标准曲线R值都能满足需求，达到0.999以上。过硫酸钾对空白的影响是个主要问题，不要随意更换厂家，在分析工作中如果遇到高空白值时建议用提纯的方法，同样也能达到要求。

2.1.4 碱性过硫酸钾存放时间对空白的影响

碱性过硫酸钾的存放有的认为不要超过一周，有的认为1个月内都可以用，有的认为最好3天使用，有必要进行实验。在配制的当天开始每隔一天做三个空白取均值，做到第31天，结果如表3。

结果表明，碱性过硫酸钾配制好后在11天内，空白值都可以达到要求，11天后空白值就会超过0.03，文献［1］中规定7天内使用，可以延长到11天以内，一定程度上减少配试剂的工作量。同时做了环境标准样品1.97±0.014（mg/L）标准溶液，11天内，6次检测结果都会满足要求。

2.2 实验用水的影响

不改变碱性过硫酸钾，而改为实验用水。所用水选用蒸馏水，蒸馏无氨水（加硫酸蒸馏法），去离子水（氢型离子交换法）和超纯水（MilliQAcademic超纯水器所制的水，超纯水的电阻率达到18.2MΩ・cm@25℃）。每种水做5个空白样，结果如表4。

结果表明，普通的蒸馏水无法满足实验要求，超纯水较去离子水和蒸馏无氨水都更优，但这三种水都能满足需要。

2.3 高压条件的影响

2.3.1 正确使用高压设备

高压锅加热时应将放气阀摘子推至放气方位，使冷空气随着加热由桶内逸去。等待蒸气冒气时，即将该摘子返回水平“关闭”方位。有经验的工作人员一般是在气压达到0.05MPa后放气使之回到零后再升温，以保证高压锅内的冷空气排尽。使用结束后，必须先将电源切断，停止加热待其冷却，直到压力表指针回复至零位，打开上排汽阀排去人余气。这样避免了在高压时骤降压力使管内液体喷出，实验失败，又能在最大限度上保证工作人员安全。

2.3.2 高压时间影响

在规定的压力下，高压时间对总氮测定的影响也是很大的，这点文献［3］在较早时间就提出了，这主要是取决于过硫酸钾的分解程度，时间越长分解越完全，对空白的影响越小，但文献［8］又提出至少要高压50min以上的看法，与文献［1］［2］为所规定都有不同，为此做了如下实验，结果如表5。

从表5的实验结果可看出，升温至120-124℃后，持续30min以上碱性过硫酸钾吸光值就已趋于稳定，并降至低水平，一般选择35～40min左右，时间无需太长，避免无谓的浪费时间。

2.4 比色过程的影响

比色时测试顺序应从低浓度到高浓度，避免高浓度样品在清洗不净下对低浓度样品的影响，同时也减少了洗涤、擦干的次数，延长石英比色皿的使用寿命。

2.5 器皿的影响

所使用的玻璃器皿应先用（1+9）盐酸浸泡后，再用无氨水冲洗数次才能使用，否则，也会造成空白值偏高或平行性较差的情况。

2.6 环境影响

应用碱性过硫酸钾――紫外分光光度法测定废水中总氮，还受测定环境的洁净度和稳定电源影响，总氮的分析应在无氨的实验室环境中进行，所使用的试剂、玻璃器皿等也要单独存放，做到专管专用，避免交叉污染，影响分析结果。本测定实验应有稳定电源的保证。笔者在一次分析测试中发现，仪器出现了较高空白值，查找了分析检测的可能影响因素，都没有结果，后发现交流稳压电源器的指针不在220V位置，出现了偏移，到了240V，造成仪器性能没有保证，实验数据异常。在日常工作中，尽管用了稳压电源还是有可能受到外界强电流的影响，值得我们关注。

2.7 悬浮物的影响

以上几点对空白影响的实验讨论对标准物质和样品分析都是一样的，但对于实际样品分析中有时会碰到比较浑浊的样品，浑浊物对紫外光会产生散射而影响分析结果。这种影响，标准方法采用测定275nm的吸光值，然后乘2再扣除，即A=A220nm-2A275nm。甚至工作中还会发现有时浑浊水样220nm处的吸光值小于两倍的275nm处的吸光值，即A=A220nm-2A275nm为负值。所以国标中明确规定，在测定悬浮物较多的水样时，要求取氧化后的上清液进行紫外分析，笔者认为有必要进行离心，获得上清液。为此，进行了离心对比实验，离心后的上清液进行测定，结果如表6。

表6实验结果表明，标准样品本来就不含悬浮物，所以结果一致，但污水厂进水中悬浮物含量较高，高温消解后比色管中有絮状沉淀物产生，加入（1+9）盐酸定容摇匀后，絮状沉淀物便消失不见，其实仍有肉眼未能发现的颗粒物存在，导致275nm的吸光值增大，使测定结果偏低。因此，氧化消解后产生较多沉淀物的样品，可用离心法进行处理，提高分析结果的准确度。

综上所述，过硫酸钾在本法中的影响是很大的，尽量采购正规厂家的试剂，在购得试剂无法满足实验需求时可用重结晶法，配制过程要避免使过硫酸钾局部受热分解，配好的试剂在满足实验要求情况下不要频繁配制。实验用水与高压条件只要正确按照实验方法去做都能满足分析要求，无需刻意追求。含有较多悬浮物的样品建议采用离心后取上清液测试。同时关注实验室环境、器皿及比色过程的影响。

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4版［M］.北京：中国环境科学出版社，2002：254257.

［2］GB1189489，水质总氮的测定:碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法［S］.

［3］胡雪峰.碱性过硫酸钾氧化――紫外分光光度法测水体总氮［J］.环境污染与防治，2002（01）：4041.

［4］彭鹏.碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测水样中的总氮［J］.污染防治技术，2008（02）：8688.

［5］任妍冰.碱性过硫酸钾紫外光度法测定水中总氮的影响空白值的因素［J］.江苏环境科技，2008（S1）：4850.

［6］吴志旭.水中总氮测定有关问题的探讨［J］.化学分析计量，2006（01）：5758.

［7］徐晓春.降低总氮测定空白的方法改进［J］.甘肃环境研究与监测，2003（01）：44，51.

［8］王毛兰.碱性过硫酸钾法测定水质总氮的影响因素［J］.光谱实验室，2006（05）：10461048.

第3篇：废水中总氮处理方法范文

【关键词】在线过硫酸盐消解法；总氮

总氮是衡量水质的重要指标之一。目前采用国标中的化学法，操作步骤繁琐，过程又复杂费时，工作效率太低。且本文利用LACHAT流动注射分析仪，速度快，检出灵敏度高，此方法检出限低于化学法。

1.实验部分

1.1主要仪器

lachat Quikchem8000FIA+自动离子分析仪XYZASK-500、自动进样器，多通道比例进样泵，反应单元和模块，LACHATQC8000FIA仪及数据处理系统。

1.2主要试剂

氯化铵缓冲液 ；磺胺显色剂 ； 过硫酸钾氧化剂，消解用缓冲溶液，标准储备液（1000mgP/L） ；工作液（10.0mgN/L）。

2.方法原理

过硫酸盐紫外氧化方法，配合105℃高温，将含氮氧化为硝酸根。消解完成以后，使水样通过一个镀铜的镉样使生成的硝酸根被还原为亚硝酸根，在酸性条件下，亚硝酸根与磺胺产生重氮化反应，生成重氮离子，此重氮离子会与萘乙二胺盐酸盐结合产生一种紫色物质，在540nm处有最大吸收，此物质的浓度与水样中原来的总氮 浓度成正比。总氮分析流程图见图1：

图1

3.标准曲线绘制

R=1.000

图2 标准浓度与测定峰面积绘制工作曲线

浓度为0.00， 0.2，0.4，1.0，2.0，4.0，10.0mg/L。标准浓度与测定峰面积绘制工作曲线图（见图2）。

4.检测限

用0.20mgN/L标液重复测定，测定21次MDL=0.046mgN/L

5.方法的精密度与回收率用

2mgN/L标液重复测定10次，RSD=1.56% 回收率在96%-100%之间。

6.实际样品分析与化学法进行比较：

通过对地表水及工业废水以及标准样品含量进行测试，并与国际方法进行比较其结果如表2。

表2

单位：mg/L

水样 流动注射法 国标法

废水 样品1 4.88 4.90

样品2 8.23 8.24

地表水 样品1 0.024 0.025

样品2 0.06 0.08

样品3 0.10 0.11

标样 2.99+0.06 2.99 2.97

0.425+0.021 0.425

7.结论

综上所述流动注射分析仪测定水中总氮具有良好精密度和准确度，检出限低、分析速度快、试剂用量少，且降低人工操作误差，与化学法比较节约了大量时间，大大提高了工作效率。

第4篇：废水中总氮处理方法范文

关键词 快速测定；总氮；总磷；消解方法；测定

中图分类号O661 文献标识码A 文章编号 1674-6708（2011）55-0087-02

水体中总磷、总氮是衡量水质富营养化的重要指标。当水体中出现过量的含磷、含氮化合物时，水中微生物大量繁殖，消耗水中的溶解氧，从而引起水质恶化，影响水域的使用功能。常规测定方法是用过硫酸钾作为氧化剂，在高温高压条件下进行消解，操作繁琐。传统中的总氮（TN）和总磷（TP）的检测方法是碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法。在我国的国际标准中规定水中总磷、总氮的测定方法，测定中都要经过过硫酸钾氧化，且分别测定两个项目耗时耗力，采用同一消解液消解污水水样，并连续测定水中的总氮和总磷。众多试验结果表明，只要选择适当的消解液浓度，即可经同一消解液消解后连续测定水中的总氮和总磷。即只要找到氧化剂的最佳浓度，即可使水中的氮和磷在同一氧化剂中依次完成氧化。反应原理：2K2S2O8+2OH-=4KHSO4+O2。采用该方法分析了标样和各种水样，结果表明，该方法准确、简便且可连续测定水中的总氮和总磷。

《水和废水监测分析方法》中测定总磷、总氮方法规定，空白、样品、绘制校准曲线的标准溶液都必须经过消解，同时整个过程从样品制备―消解―冷却至少需要5、6个小时以上，若把他们分别消解，对于一个人承担该两项分析工作是有一定的困难。今通过对该两项目的保存条件及消解方法进行了一系列比较试验，发现可以采取联合消解，同时实验结果证明可行，并取得了较好的效果。

标准方法中，总氮、总磷两项测定都需要数小时的高温高压消化步骤。由于消化的温度、时间、试剂均对消化有较大影响，过硫酸钾溶液不能久放，几乎每次测定都需要同时制作标准曲线。

1 标准曲线的绘制

1）分别用标准方法绘制总氮、总磷的标准曲线；

2）分别取用无氨水和新鲜去离子水配制的含硝酸盐氮10.00mg/L、磷5.00mg/L的混合标准使用溶液 ：（N:0.10mL、0.30mL、0.50mL、1.00mL、2.50mL、5.00mL；P：0.50mL、1.00mL、1.50mL、2.00mL、2.50mL、3.00mL）依次于24个消解罐中，分别加无氨水和新鲜去离子水至l0mL，加碱性过硫酸钾溶液5mL，然后进行消解，同时进行测定，所得数据以浓度对吸光度值作图，结果见上图。

2种方法绘制的标准曲线比较，总氮(a)和总磷(b)

根据上图绘制的结果可以看出来，在标准的测定方法。微波溶解以及微波消解且空白用水为新鲜去离子水的3种实验条件下对总氮和总磷所做的标准工作曲线基本重合。

3 联合测定总领总氮

结合试验状况，联合测定总氮和总磷的方法是依据当时所处的试验条件和试验环境来确定的。依据试验条件的不同，所以联合测定的方法也是多种多样的，下边就简单的介绍两种比较典型的测定方法。

过硫酸钾水溶液在温度为60℃的时候会发生下边的反应：

K2S2O8+2H2O2=2KHSO4+2O2+2H+

如试验中的K2S2O8和NaOH按照一定的比例混合作为试验中的氧化剂，那么在消解反应开始的时候，溶液是呈现碱性的，同是K2S2O8通过分解产生出来的氧气会将水样中不同形态的氮氧化成硝酸盐，而K2S2O8分解产生的H+中和了水样中的NaOH，致使水样从中性逐渐变成酸性。所以该方法的直观关键是选择一个碱度适宜的K2S2O8溶液。

水样中的含氮化合物在碱性过硫酸钾溶液中，通过高温氧化分解转化成亚硝酸盐氮，然后在利用紫外光度计测定吸光度，可以得出结论，所测的数值和总氮浓度是成正比例关系的。

水溶液中的含磷化合物在酸性过硫酸钾溶液中，通过高温氧化分解转化成正磷酸盐，同时和溶液中的钼酸发生反应，结合还原剂氯化亚锡的作用生成钼盐，其吸光度数值与正磷酸盐浓度成正比例关系的。

故可以把等质量的K2S2O8和NaOH混合溶液来作为氧化剂加入样品溶液中，同时借助于高压锅加热半小时左右，它能依次完成总氮、总磷的全部消解过程，而消解过后的溶液的pH大致为2。

4 联合测定标准曲线的绘制

在线性范围之内，需要选取适量的硝酸钾标准液和磷标准液在最优条件下进行总氮和总磷的联合测定。然后按照联合测定的方法和步骤进行测量，并制定总氮和总磷的标准曲线。如下图

由回归方程求出相关系数R=0.9997。同样证明相关性好，测定结果让人满意。

通过上边两个线性关系图的对照，在总氮和总磷的联合测定在最佳条件下的线性范围之内关系好，有可靠性，同时也是实际应用。

4 结论

本文针对城市生活中的水质，进行了简要的分析，同时对总氮、总磷的联合测定方法做了简要的阐述，并对影响因素做了分析，对其所使用的方法进行了测定。研究的结论是：通过对氮和磷的混合水样的联合测定，确定了使用该方法的测定范围：磷的测定范围在0mg/L~0.6mg/L，氮的测定范围0mg/L~2.4mg/L。而此方法应用到实际生产中的时候，试样中的总氮和总磷含量超出测定的范围的时候可以先将试样进行相对应的稀释处理，以便达到测定的准确和真实性。

参考文献

[1]张冬英.过硫酸铵消化氯化亚锡还原光度法测定地面水中总磷，2002，26(3).

[2]孟宁电化学方法测定环境水体中的有机污染物[D].内蒙古大学，2004.

[3]幸梅.用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定地表水中总氮的几个问题[J].重庆环境科学，1998(6).

第5篇：废水中总氮处理方法范文

【关键词】污水处理；特征分析；处理工艺

0.前言

我们通过对多家污水处理厂的污水水质特征分析研究表明，城市污水的氮、磷含量超标，有机物和重金属含量较少，夏季灰水浓度较低，冬季灰水浓度较高，城市污水中污染物的含量远大于农村生活污水的污染物含量等主要特点。城市污水厂由于每天要处理的城市污水过多，超过了污水处理厂所能承受的最大极限，在暴雨天经常会出现城市污水处理系统崩溃的现象。农村的污水处理系统尚不完善，所以大部分的生活污水随意排放，给农田造成很严重的损失。

1.污水水质检测

1.1污水检测指标

为了合理确定污水处理厂的工艺流程和设计参数，本研究对城市污水水质进行了7个周期的监测。监测的时间间隔主要分为日监测、月监测和季监测。日监测是指对COD指标每隔2h取一次水样，全天监测12个水样，采用仪器法测试，主要是为了监测每日污水排放量的高峰期。月检指每月检测两次，检测参数包括化学需氧量（CODcr）、生化需氧量（BOD5）、悬浮物（SS）、总氮（TN）、氨氮（NH3-N）、总磷（TP）等 6 项，其目的是观察对比夏季月份与冬季月份污水排放量的差异。季检指每季度检测一次，检测参数除以上几个检测指标外还多加了测总汞、总镉、总铬、总砷、总铅、总镍、总铜、总锌、总氰化物、硫化物等16 项检测指标，使差异更加明显。

污水检测因为地域的差异而在污水水质方面有很大差异，况且我国地域辽阔，各地区水质不同，农村和城市的生活污水的成分上有很大差异。比如在农村污水的检测过程中，配置集水容器作为生活污水样品的收集设施，对农村居民家庭的分类生活污水和总污水进行水量和有毒物质的检测，在对各村居民收入水平、用水设施条件、排水设施和生活污水处置状况等入户抽样调查的基础上，分别选择不同的农村家庭作为典型监测点。

1.2污水检测方法

为保证所取水样具有代表性，污水处理厂污水靠重力自排，从超越前池的箱涵取样。按照《污水综合排放标准》（GB8978-1996），排入设置二级污水处理厂的城镇排水系统的污水，执行三级标准。表中污水水质浓度选自1998年1月1日后建设的单位的三级排放标准。

2.污水水质特征分析

2.1相关指标分析

选择总磷、氨氮、生化需氧量、悬浮物、化学需氧量、总氮等 6 个样本数量较大且比较重要的指标进行相关性分析，并对相关性进行显著性检验。除个别月份及个别离群数据以外，COD、浊度、BODS、55、总氮、氨氮、总磷等各指标最低值基本上出现在每天的10时到14时，最高值一般出现在14时到18时，部分指标在22时左右达到最大值，在城市居民的午饭和晚饭时间内产生的生活污水最多，说明城市生活污水水质指标与服务范围内居民日常起居习惯密切相关。一般情况下，有机物指标和总氮、总磷营养盐指标之间的相关系数在 0.5～0.7之间，而P值均远低于 0.01，正相关性较显著，这也表明，城市污水是以生活污水为主。在我们观察实验的7个周期中CODCr总平均值为153.95mg/L，BOD5总平均值为60.22mg/L，表明该污水为低浓度城市污水；冬季居民生活用水量较少，有机污染物浓度较高；2月份有机污染物浓度最高，表明春节期间生活污水中有机物含量较高。

2.2农村与城市的污水水质差别

根据调查结果显示，城市污水的成分主要是生活污水，而农村产生的生活污水要远远小于城市。生活污水中的污染物负荷调查区内人均日产COD，NH3-N，TP，TN负荷分别为18.95，0.173，0.166，0.690g；而城市居民人均COD，NH3-NTP，TN等污染物日产量为92.0，2.37，1.30，15.7g。显然，农村居民人均污染物日产负荷远低于我国城市水平。其主要原因是，农村的青壮年大多是外来务工人员，留守儿童和老人对生活的要求不高，在水资源的利用方面不多。另外，农村的生活污水大多是厨房污水和洗浴污水，由于夏季洗浴污水的含量大幅度升高，所以农村夏季生活污水远高于冬季生活污水。

3.对污水的处理方法

3.1生物法处理

对于生活污水，BOD5/CODcr的比值可以初步评价污水的可生化性。城市污水的可生化性较高，适于采用生物法处理。实践表明，当废水中BOD5/TN

3.2改良污水处理加工工艺

首先，我们要积极借鉴国外的污水处理系统，并结合我国不同地域的污水产生情况调整污水处理的方式和方法。城市小区污水的水质、水量不均匀且水量小，有时甚至没有污水，因此应采用承受冲击负荷能力较强的处理工艺，如SBR或人工潜流湿地。在小区设计规范方面，要加有关污水回用的要求，做好中水回用的长远规划，确保中水的长远发展；应要求建筑面积或居民数量达到一定程度的小区必须设置中水回用系统，而且中水工程与其他工程同步设计、同步施工、同步投人使用。

3.3农村污水处理特点

我国农村地区本身幅员辽阔，地区性差异明显，生活污水的排放特征也会因地域间自然、经济发展水平和生活习惯的不同而有所不同。农村生活污水的排放特征存在影响因素多、差异性大的特点。由于农户家庭排水设施薄弱，产生的生活污水部分利用后，基本采用道路泼水或明渠排水处置。由于农村污水中污染物浓度偏低，且非溶解性有机物占70%左右，当污水厂附近地理条件合适时，污水处理厂可采用化学强化一级后续脱氮效果较好且运行费用较低的人工湿地或氧化塘生态处理单元，该工艺还可通过加大投药量有效解决春节期间水质波动对水厂运行的冲击问题。

4.结语

污水水质特征分析研究表明，城市和农村的污水中生化性较高，大多可采用生化方法处理。污水处理技术近年来也随着科学技术的发展有了大幅度的提高，各种新型的污水处理技术应运而生，为社会的污水处理做出贡献。污水处理的方法也学习了西方先进的污水处理方法，如脱氮除磷等工艺方法的革新。对污水水质的分析从小的方面来说关乎百姓生活，从大的方面来说是实现人与自然和谐相处，实现生态效益和社会效益的有机结合。 [科]

【参考文献】

第6篇：废水中总氮处理方法范文

关键词：氨氮; 废水; 处理技术

中图分类号：X703 文献标识码：A

引言

随着我国国民经济的迅速发展，工业活动给我们赖以生存的生态环境带来了严重的威胁。资源过度消费及环境污染，是我国经济发展面临的重大难题。工业生产过程中产生大量的“三废”，而且废水一直是危害生态环境的重要污染源。在工业废水中有一类高氨氮废水，这些废水存在来源广、成分复杂、排放量大、生化性差、处理难度大等问题。因此，开发一种高氨氮废水资源化处理技术对促进国民经济发展和环境保护具有重大意义。

1、吹脱法

吹脱法是将废水调节至碱性，然后在汽提塔中通入空气或蒸汽，通过气液接触将废水中的游离氨吹脱至大气中。通入蒸汽，可升高废水温度，从而提高一定pH值时被吹脱的氨的比率。一般认为吹脱效率与温度、pH和气液比有关。对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行研究发现，在水温25℃时，pH控制在10.5左右，气液比控制在3500左右，对于氨氮浓度高达2000~4000mg・L-1的垃圾渗滤液，去除率可以达到90%以上。低浓度废水通常在常温下用空气吹脱，而炼钢、石油化工、化肥、有机化工、有色金属冶炼等行业的高浓度废水则常用蒸汽进行吹脱。吹脱法处理氨氮废水的优点在于除氨效果稳定，操作简单，容易控制，但需考虑排放的游离氨总量应符合氨的大气排放标准，以免造成二次污染。

2、离子交换法

离子交换法是指离子交换剂上可交换离子与液相离子进行交换而除去水中有害离子的方法。离子交换是一个可逆的过程，其推动力是离子间的浓度差和交换剂上功能基对离子的亲和能力。离子交换法采用无机离子交换剂沸石作为交换树脂，沸石具有对非离子氨的吸附作用和与离子氨的交换作用，它是一类硅质的阳离子交换剂，成本低，对NH4+有很强的选择性。

离子交换法具有投资省、工艺简单、操作较为方便的优点，但对于高浓度的氨氮废水，会使树脂再生频繁而造成操作困难，且再生液仍为高浓度氨氮废水，需要再处理。

3、吸附法

吸附法主要是指利用固体吸附剂的物理吸附和化学吸附性能，去除或降低废水中的多种污染物的过程。固体吸附剂能有效去除废水中多种氨氮有机物，特别是采用其它方法难以有效去除的难降解的物质，经处理后出水水质得到净化。吸附法处理氨氮废水的优点在于操作简单，易于控制，可以作为单独系统处理废水，但是吸附剂对于水的预处理要求高，价格比较昂贵，同时也要考虑吸附剂的再生和二次污染问题。

4、折点氯化法

折点氯化法是投加过量的氯或次氯酸钠，使废水中氨完全氧化为N2的方法。其反应可以表示为：NH4++1.5HOCl0.5N2+1.5H2O+2.5H++1.5Cl-当氯气通入含氨氮废水时，随着氯气的增加，废水中氨的浓度逐渐降低，到了某一点NH4+的浓度为零，而氯的含量最低，若继续通入氯气，水中的游离氨逐渐增加，所以这一点为折点。在处理时所需要的氯气量取决于温度、pH值和氨氮浓度。折点氯化法处理氨氮废水不受水温影响，脱氨率高，投资设备少，操作简便，并有消毒作用。但是对于高浓度氨氮废水处理运行成本很高，副产物氯胺和氯代有机物会造成二次污染，因此氯化法只适用于处理低浓度氨氮废水。

5、化学沉淀法

化学沉淀法是通过向废水中投加某种化学药剂，使之与废水中的某些溶解性污染物质发生反应，形成难溶盐沉淀下来，从而降低水中溶解性污染物浓度的方法。当在含有NH4+的废水中加入PO43-和Mg2+离子时，会发生如下反应，生成难溶于水的MgNH4PO4沉淀物，从而达到除去水中氨氮的目的。Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4化学沉淀法处理氨氮废水具有工艺简单、操作简便、反应速度快、不受温度影响的优点，适合高浓度废水的处理。尽管生成的沉淀物可以作为复合肥料，一定程度上降低了处理费用，但仍需寻找更加廉价、高效的沉淀剂。

6、生物脱氮法

6.1膜生物法

膜生物法（Membrane Bio―reactor）是将现代膜分离技术与传统生物处理技术有机结合起来的一种新型高效污水处理及回用工艺，近年来已逐步应用于城市污水和工业废水的处理及回用。在一体式MBR处理高浓度有机废水研究的基础上，针对高氨氮城市小区生活污水进行中试研究。研究发现：对于氨氮含量在85～115mg／L的小区生活污水，采用MBR进行处理，出水氨氮含量小于5mg／L，并且出水其它指标完全达到《生活杂用水水质标准》CJ25.1－89中洗车和扫除标准。设置缺氧区和泥水回流装置可提高MBR对氨氮的去除效果，对于高氨氮生活污水的氨氮去除率可从60％提高到95％以上，出水的氨氮平均浓度从40mg／L降到5mg／L以下。在常规MBR的基础上增加水解区及泥水回流装置，并将其用于处理高氨氮生活污水。结果表明：当原水氨氮浓度为75～115mg／L时，出水氨氮浓度＜5mg／L，出水水质满足《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB／T18920－2002）的要求；改良MBR可明显提高对氨氮的去除效果，在进水流量为1411L／d的条件下，对氨氮的去除率可从60％左右提高至95％以上。此外，还有关于利用自制的复合式膜生物反应器（HMBR）、两级移动床生物膜反应（MBBR）、生物固定化MBR、以新型聚乙烯塑料为序批式移动床生物膜反应器、新型一体式膜生物反应器处理高氨氮废水的研究。

6.2厌氧氨氧化法

厌氧氨氧化（Anaerobic Ammonium Oxidation ，AN- AMMOX）是指在缺氧条件下，作为电子受体直接被氧化到氮气的过程。厌氧氨氧化是自养的微生物过程，不需外加碳源以反硝化，且污泥产率低。因此，近年来厌氧氨氧化已成为国内外生物处理研究的热点问题。以典型高浓度养殖废水经UASB－短程亚硝化工艺处理后的出水为对象，采用厌氧氨氧化工艺进行脱氮处理研究。以反硝化污泥启动厌氧氨氧化反应器，在此基础上，通过试验确定最佳进水氨氮负荷应处于0.2kg／（m3・d）左右，系统的HRT定为2d；通过对系统运行条件研究发现，最佳运行条件为：pH值为7.50左右，温度为30℃且系统不需投加有机碳源。在优化条件下，系统最终氨氮去除率能达到85％以上，亚硝态氮去除率达到95％以上，系统运行效果良好，且具有重现性。最后通过动力学理论分析得出氨氮的降解速率为0.0126d－1，亚硝态氮的降解速率为0.0131d－1。通过好氧出水回流到厌氧流化床可以实现厌氧氨氧化过程。对于高浓度氨氮渗滤液，ANAMMOX反应可使ANAMMOXA2／O工艺比普通A2／O工艺的TN去除率提高15％～20％，达32％以上；好氧出水NO2－N浓度有较大幅度地降低，改善了出水水质。针对常州市某生化制药公司高浓度氨氮制药废水SBR处理工艺，改用前置回流式UBF－BAF组合工艺进行了试验研究。结果表明：在厌氧生物膜的作用下，前置式UBF反应器内不仅依次发生了有机物分解的水解酸化和产甲烷的碳化反应，而且还同步发生了含氮化合物的反硝化和厌氧氨氧化反应，表现出COD、氨氮、亚硝酸盐氮和总氮浓度同步降低。BAF承接经UBF厌氧处理后的出水，与SBR相比具有较高的同步脱碳、脱氮性能，其对氨氮和总氮去除率分别高达84.08％和68.15％。从UBF－BAF反应器中分离出了厌氧氨化细菌和好氧反硝化细菌，从微生物角度进一步表明了UBF－BAF组合反应器具有较强的脱氮能力。

结束语

国内外氨氮废水降解的各种技术与工艺过程，都有各自的优 势与不足，由于不同废水性质上的差异，还没有一种通用的方法能高效、经济、稳定地处理所有的氨氮废水。因此，必须针对不同工业过程的废水性质以及废水所含的成分进行深入系统地研究，选择和确定处理 技术及工艺。

参考文献

[1] 王文斌，董有，刘士庭 .吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮研究 [J].环境污染治理技术与设备，2004(6)：51-53.

第7篇：废水中总氮处理方法范文

【关键词】染料废水；导致原因；废水处理工艺

前言

我国染料产量逐年增加，已经占据全世界总染料产量的60%。由染料废水导致的处理工艺也加重了我国的生态环境危机，使我国环境问题加剧。对染料废水工艺进行处理可以有效地减少我国的环境污染，实现对整体环境的控制。本文就染料废水处理工艺进行研究，对物理法、化学法、生物法等进行工艺归纳，加强染料废水的处理效果。现研究结果如下。

1、染料废水来源

染料废水主要指天然水体的污染印染废水排入天然水体后，印染废水的水温较高，且水中大量有机物会迅速消耗水体中的溶解氧，使河流因缺氧产生厌氧分解，释放出的H2S又进一步消耗水体中的溶解氧，水体中溶解氧大幅度下降的水体。这种废水中总磷、总氮含量增高，排放后使水体富营养化。漂白废水中的游离氯可能破坏或降低河流的自净能力。重金属通常会形成底泥，危害水中动植物的生长。

常见的废水来源主要有染料中的化学元素沉积、染料有毒元素积累、放射性元素辐射等。工业企业在进行染料压滤和板框压滤机进行清洗的过程中，很容易出现环境污染废水。这些废水中含有较高的染料色素、悬浮物、氨氮元素，导致整体需氧量增加，污染周围水质，导致环境问题加重。

2、废水处理的意义

染料工业的废水污染主要以染料污染为主，对全球水质进行整体污染，导致水质普遍下降，人们正常生产生活受到限制。我国污水排放量达309多亿吨，其中染料污水占据很大部分。随着当前染料工艺的发展，染料废水污染已经日臻严重，对我国生态环境造成严重的破坏。

处理染料废水可以减少染料废水中的有机物对环境水质的损害，降低对水生动植物的损伤，实现对环境的保护。将废水进行处理可以有效提高我国经济发展，改善国民生活环境，提高国民生活质量，对我国的社会主义现代化发展和构建小康社会具有非常好的促进作用。除此之外，进项废水处理可以有效降低对水体的污染，减少污染物，建立良好的环境发展空间。

3、废水处理工艺

3.1絮凝法

絮凝剂主要分为有机絮凝剂、无机絮凝剂和生物絮凝剂。这三种絮凝剂分为无机盐和酸碱盐等，通过对蛋白质和动物胶进行有机絮凝，实现对整体废水有机物、无机物、生物物质等进行合理絮凝，提高废水处理工艺效果。

进行絮凝法的关键在于对絮凝剂的选取。絮凝剂能够将溶液中的悬浮微粒聚集联结形成粗大的絮状团粒或团块。无机聚合物絮凝剂能提供大量络合离子，能够强烈吸附胶体微粒，通过粘附、架桥和交联作用，从而促使胶体凝聚。某些天然的高分子有机物例如含羧基较多的多聚糖和含磷酸基较多的淀粉都有絮凝性能。用化学方法在大分子中引入活性基团可提高这种性能，减少污染和工艺成本。

3.2吸附法

吸附法能够对相关的化合物进行特性吸附，实现对废水处理领域的创新，将常用的活性炭、树脂和其他材料进行研究应用。活性炭吸附法对除去水中的溶解物质具有非常好的效果，但是，这种方法选取材料成本较高，整体应用面较窄，只能应用于常规有机物中，导致对水体吸附整体效果减弱。而采用其他吸附剂可以实现对水质中的有机物进行吸附，生产成本较为低廉，但是在操作上普遍难度较高。

3.3膜吸附法

采用膜分离技术可以对水体中的污染物质进行有效过滤，降低染料废水中的有害物质。这种方法工艺简单，操作方便，整体能效较高，耗能较少，对降低环境污染具有非常积极的意义。当前在进行具体运用中，常采取CA活性膜对染料废水进行整体回收和染料处理，将全体的活性物质进行混合填充，实现呢对改良过滤膜的效果加强。通过这种方法将酸性染料将染料进行整体脱色，褪去染料中的有害物质，加强对染料水质的清除净化。通过这种方法可以实现对整体水质的COD进行彻底除去，提高染料的应用效率。利用氧化铝过滤薄膜可以实现对不溶性废水的整体过滤，其过滤效率可以达到98%，实现了对染料废水不溶解物质的高效拦截。

3.4氧化法

在对污染废水进行处理的过程中，操作人员常选取的是氧化法。常见的氧化法有催化剂氧化法、臭氧氧化法、光氧化法等。

催化氧化法主要是通过催化剂对污染体系中的污染物进行整体吸附，通过加速氧化物的分解实现对整体的有机物的处理。催化氧化法将高级氧化物和好氧生物进行结合，对高级氧化物进行催化剂加速氧化。采用常规臭氧主要是利用臭氧的主体在水中的溶解氧化，可以促进水中的溶氧量，增加水中生物的生活需氧。但是在具体操作中，臭氧的溶氧量较低，导致整体工艺难度加大。采取光氧化法主要是对化学污染物进行降解，减少对降解过程中的经济投入，实现整体降解效益提高。通过光氧化法实现对整体周围环境刺激，使物质处于激发态，加快氧化降解反应。

3.5生物法

通过生物法实现对氧化有机物的分解，将生物进行降解。生物法主要是利用生物菌体的降解、凝集、吸附功能，将染料进行分离和氧化。这种方法一般不会在氧化过程中导致染料发生变化，不会对染料彻底破坏。但是，通过生物降解可以对有机染料的有机集团进行降解，将染料分子进行氧化或还原，最终转化为有机生物所需的自身营养物质或原生质。

常规生物法主要有好氧处理，厌氧处理和好厌氧处理交替三种方法。通过这三种方法对生物进行处理。加强染料废水处理中效果。通过对微生物的合理使用，联系生物脱色降解机制，减轻对环境的损伤，降低能耗。但是，生物氧化法对环境的要求较为严格，因此，在进行生物法处理的过程中，要严格掌握氧化环境，确定合适的PH值，对氧化温度进行监控，确保生物菌体能够进行正常的氧化活动。

4、总结

对我国的染料废水进行合理处理不仅可以降低对环境的污染，给生物创建良好的生活空间，还可以提高我国经济效益，加快我国社会主义建设，实现我国经济技术可持续发展。通过对废水处理工艺进行改进和完善，对染料废水进行过滤，将污染物进行有机分解，降低分解产物的有害物质，实现对染料废水的合理处理。通过采用物理、化学、生物方法对其进行有效处理，真正达到染料废水处理指标。

参考文献

[1]洪俊明.A/O MBR组合工艺处理酞菁染料KN-G废水[J].华侨大学学报（自然科学版），2009， 30（3）：92-93.

第8篇：废水中总氮处理方法范文

【关键词】煤炭；研究内容；样品采集

本文通过对潘北矿区2009年4月至2010年4月期间四次采样所采集的地表水样品进行分析，研究了本区氮磷的空间分布特征，得出以下结论：本区地表水处于严重污染状况，含量平均值分别为总氮3.67mg/L，氨氮0.28mg/L，硝态氮0.37mg/L，总磷0.11mg/L属于劣五类水。地表水污染严重的一个重要因素是水体中氮磷元素含量过高，如果不加以治理，极有可能产生水体富营养化。

0.引言

煤炭在我国一次能源的生产和消费中一直占有极其重要的地位，由于多年的煤炭开采已引起一系列的矿区环境问题，塌陷水域是由于采空塌陷后造成地表下沉低凹，积水而形成的封闭水体，有毒物不易排除，受粉尘和周围环境影响较大。

因此，为了更好的对采煤塌陷水域进行综合治理和开发，本研究通过监测发展阶段的塌陷水域，对其水中所含各种形态的氮磷元素含量进行分析评价，以便为塌陷水域的综合利用提供一定的依据。

1.研究内容和方法

潘北矿2008年1月1日投产，设计年产原煤240万吨，坑口选煤厂设计年原煤入洗能力为240万吨。采用两个水平开采，一水平标高为-650m，二水平标高为-780m，矿井设计服务年限为43.8年。

本次研究是以潘北矿区采煤塌陷地塌陷水域及其周边地区为主要对象，通过采集塌陷水域的地表水，分析氮磷元素各种存在形态的空间分布特征，通过多次采样的数据进行分析，得出该区域的氮磷元素的空间分布效应，并对其进行评价。

2.样品的采集和处理

2.1样品的采集

地表水共采集四次样品，2009年4月、7月、12月分别采样，作为春（3、4、5月）、夏（6、7、8月）和冬（12、1、2月）三季的代表，2010年4月为第四次采样。本次所采水样主要是潘北矿区的采煤塌陷区域地表水样，对于地表塌陷水可采取直接用水桶取水的方法。

采样注意事项参照《水和废水监测分析方法（第四版）》中的标准执行。

2.2 样品的处理

2.2.1 样品检测方法

在本次研究中，水体的水质分析指标有：氨氮、总氮、总磷、硝态氮。测定方法参照《水和废水监测分析方法》(第4版)。

2.2.2 样品处理与测试

塌陷积水区所取的水样主要测试指标和测试方法都采用国家标准方法。水样用0.45μm孔径的醋酸纤维素滤膜过滤，其中测定可溶性总磷含量的水样经过硫酸钾高温消解，另一部分未经消解的，直接用钼酸铵分光光度法测定可溶性正磷酸盐。使用酸性固定的水样测定总氮和氨氮，其中氨氮测定前用0.45μm孔径的醋酸纤维素滤膜过滤，使用经CAD-40型大孔径中性树脂过滤的水样测定硝酸盐氮。

2.2.3数据处理方法

本次研究的所有测试数据均采用或借助Excel软件进行统计处理分析，相关图表的绘制采用Word、Excel软件和AutoCAD2005生成。

3.结果与分析

由于潘北矿区塌陷水域被一座人工铺成的路分成了东西两部分，两部分水体相互联系，水质相差不大，所以2010年4月份时只取了西边水体的的样本，来代表整个塌陷水域。

采样点总氮含量最高的达到了5.59mg/L，最低含量为2.57mg/L，平均值为3.67mg/L，各采样点含量均超出了地表水环境质量标准五类水标准。氨氮含量最大为0.51mg/L，最小为0.19mg/L，平均值为0.28mg/L。总磷含量最大值为0.22mg/L，最小值为0.01mg/L，平均值为0.11mg/L，整体上属于二类水。

潘北矿区塌陷水域西湖的东部氮元素含量空间差异性较大，南部含量较北部高，湖中心区域的含量最小，可能是由于受到的外源性污染程度较小的原因。湖的西部总氮的分布比较均匀。

总磷含量最高的点位于湖的西北部，以其为中心向两边逐渐减少，原因可能是该采样点距离大沟西村特别近，生活污水等的排放影响了本区域的水质，西南部分的采样点相对中心和东部离大沟西村的距离更近，其总磷含量也比较高。而距离大沟西村最远的采样点总磷含量仅为0.01mg/L，证实了这种推断。说明本区中磷元素的来源主要是外源性的，周围村排放庄的生活污水对本区氮磷元素的含量水平有着密切的联系。

4.结论

本文主要研究了潘谢矿区的氮磷元素的空间分布特征，从2009年4月至2010年4月，地表水共采样4次，经过对监测数据的分析整理后，得出如下结论。

张辉等人对淮南矿区的研究表明塌陷区水资源易受环境影响,有河流通过和矸石山处的南谢桥水域水质比封闭式的北谢桥和张集水域水质差。河流水质和煤矸石淋溶水对南谢桥塌陷区水体水质有较大的影响。

本研究中，总磷的含量分布与生活污水的排放具有直接的联系，说明生活污水是磷元素的主要污染源。本区域的水质污染主要是由于氮元素含量过高，在这种情况下，磷元素成为水生生物生长的限制性因素，应该严格限制生活污水的排放和处理，避免水体中磷含量的增加。■

【参考文献】

［1］徐良骥．煤矿塌陷水域水质影响因素及其污染综合评价方法研究．[D].安徽理工大学，2009.

第9篇：废水中总氮处理方法范文

关键词：SBR 脱氮 除磷

Development of SBR Process in Removing Nitrogen and Phosphorus

Abstract：The phenomena of simultaneous nitrification and denitrification，and nitrite denitrification in SBR was summarized. The factors such as carbon source，competition of PAOS and non-PAOS，pH，aeration，sludge age and hydraulic residence time which affect phosphorus removal of SBR were discussed．The interaction of nitrogen and phosphorus removal was also approached．Finally，an operation way of SBR to simultaneously remove nitrogen and phosphorus was suggested．

Key words：SBR；nitrogen and phosphorus removal；EBPR

脱氮除磷是当今水污染控制领域研究的热点和难点之一，为了高效而经济地去除氮、磷，研究者开发了许多工艺和方法。SBR工艺由于操作灵活，脱氮除磷效果好，所以得到了广泛的应用。当前，对于SBR工艺脱氮除磷原理的研究，又有了新的进展。 1 SBR工艺中脱氮的研究

传统的脱氮理论认为，硝化与反硝化反应不能同时发生，硝化反应在好氧条件下进行，而反硝化反应在缺氧条件下完成，SBR工艺的序批式运行为这样的反应条件创造了良好的环境；但是，最近几年国内外有不少试验和报道证明SBR系统中存在同步硝化反硝化现象（Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND）。

李锋[1]等人认为，反应器内进行同时硝化/反硝化的必要条件是好氧和缺氧环境同时存在，所以应该控制DO一般在0.5～1.5mg/L这样一个较低的水平；他们引用的数据表明，采用SBR反应器，控制其中的DO在0.5～1mg/L，在反应器中形成厌氧（缺氧）和好氧并存的环境，可以实现同时硝化/反硝化的过程。

但是Hong W Zhao[2]、Lesley[3]等人的研究证明，许多异养微生物能够对有机及无机含氮化合物进行硝化作用，当BOD5与N的质量比大于6.9时异养硝化菌对氨的氧化会起很大的作用。李丛娜[4]等人在控制SBR反应器保持良好的好氧状态（DO＞8mg/L），MLSS较低的情况下，对此进行了研究，他们发现，在每一工作周期的前期，硝化反应的进行使氨氮比较彻底地转化为硝酸盐氮，氨氮浓度逐渐降低同时总氮浓度也逐渐降低。并由此得出结论：在这一阶段既发生了好氧硝化也发生了好氧反硝化（即同步硝化反硝化）从而导致了比较可观的总氮去除率，并推断活性污泥絮体中同时存在着异养硝化菌与好氧反硝化菌。

此外，还有学者提出了亚硝酸型生物脱氮技术[5-6]，认为亚硝酸型生物脱氮技术具有降低能耗、节省碳源、减少污泥生成量、反应器容积小及占地面积省等优点；这种技术的核心是将硝化过程控制在亚硝酸阶段，随后进行反硝化。Sung-Keun Rhee[7]等人利用SBR反应器对此进行了研究。他们的结果表明，当系统中氨氮的浓度成为限制硝化细菌将亚硝酸盐氮氧化为硝酸盐氮的时候，自养型硝化菌的活性就受到了抑制，从而出现了亚硝酸盐的积累；在后续的缺氧段中，所有的积累的亚硝酸盐和硝酸盐都能够得到反硝化而完全去除，系统对总氮的去除率在85％左右。 2 SBR工艺中的除磷的研究

增强性生物除磷（Enhanced Biological Phosphorus Removal，简称EBPR）也是得到广泛注意的技术，其表现为厌氧状态释放磷的活性污泥在好氧状态下有很强的磷吸收能力，吸收的磷量超过了微生物正常生长所需要的磷量。一般认为其过程为：①厌氧段：聚磷菌（PAOS）吸收废水中的有机物，将其同化成聚羟基烷酸（PHA），其所需要的三磷酸腺苷（ATP）及还原能是通过聚磷菌细胞内贮存的聚磷和糖原的降解来提供的，这个过程会导致反应器中磷酸盐的增加；②好氧段：聚磷菌利用PHA氧化代谢产生的能量来合成细胞、吸收反应器中的磷来合成聚磷，同时，利用PHA合成糖原。

EBPR技术的关键在于厌氧区的选择，在厌氧段合成的PHA量对于好氧段磷的去除具有决定性意义。一般而言，合成的PHA越多，则释放的磷越多，好氧段就能吸收更多的磷。但是，控制良好的SBR反应器，也会发生EBPR失效的现象，研究表明主要存在以下影响：

2.1 碳源的影响

研究表明，要实现EBPR的效果，系统中COD与P的质量比的值应大于35，BOD5与P的质量比的值应大于20。如果原水中短链脂肪酸（VFAS）的含量较高，则有利于EBPR的发生并提高EBPR的效果；厌氧段废水中VFAS的含量应大于25mg[COD]/L，但是当VFAS的含量过大（＞400mg[COD]/L）时，也会导致EBPR的失效洞时，碳源的不同可以导致释磷速率及PHA合成种类的不同。

2.2 聚磷菌与非聚磷菌竞争的影响

一般认为，由于一些非聚磷菌也能够在厌氧段吸收有机物而不用同时水解聚磷，从而形成了对聚磷菌的竞争反应，但是竞争的引发原因，却没有共同的解释。Liu[8]等人认为，如果用葡萄糖为外碳源，容易发生聚糖菌（GAOS）与聚磷菌的竞争，但是Che Ok Jeon[9]等人的研究表明，SBR系统中，用葡萄糖作为碳源，也能够达到EBPR的效果，而没有产生聚糖菌的增殖。Satohl[10]等人的理论认为，如果好氧段进水中的氨基酸或蛋白质的含量过低，聚磷菌的生长速率就会减慢，从而导致聚糖菌占优势；如果进水中没有氨基酸，则由于聚糖菌分解无机氮和核酸产生氨基酸的速度比聚磷菌快，从而导致聚糖菌占优势。

2.3 pH值的影响

聚磷菌在厌氧段时的释磷量一般随pH值的升高而增加，而pH值是否影响聚磷菌对有机物的吸收仍有矛盾之处。当pH＜5时，EBPR现象不会发生，pH值在8.5～9.0之间是EBPR发生的最佳范围。Che Ok Jeon等人的试验[11]表明，pH对聚磷菌和聚糖菌的竞争也有一定影响，当控制厌氧段的pH在7.0（或8.0）时，聚糖菌在菌群中占优势，从而导致EBPR的失效；当不控制pH值时，由于反硝化的发生和乙酸盐的同化，厌氧段的pH值升高到了8.4，这时完全的EBPR是可以发生的。

2.4 好氧曝气的影响

好氧段曝气量过大或曝气时间过长，会使聚磷菌消耗过多的PHA从而影响对磷的吸收，当处于厌氧段后，虽然聚磷菌能以最快速率释放磷，但是这些磷在后续的好氧段内却不能再被完全吸收，即过量吸磷受到破坏，EBPR失效。所以，适当地使聚磷菌保留一部分PHA，可以保持聚磷菌的过量吸磷能力[12]。

2.5 污泥龄的影响

缩短污泥龄，可以排放较多的污泥，从而去除较多的磷，但是会恶化出水质量和增加污泥处理费用；延长污泥龄，由于聚磷菌的衰亡速度较慢，所以可以使聚磷菌在污泥中的数量增加，同样可以使磷的去除量增加。同时，污泥龄的长短会影响到聚磷菌胞内聚合物的含量。所以，EBPR系统中污泥龄不应太短，一般应大于3d。

2.6 水力停留时间的影响

由于聚磷菌对有机物的吸收在厌氧段内是很快完成的，所以厌氧段内更重要的是污泥龄；适当延长厌氧段的水力停留时间，会提高EBPR的效果，这可能是可以形成更多的PHA的原因。但是，如果厌氧/好氧水力停留时间比过大，也会使EBPR失效。

转贴于 3 SBR艺中脱氮与除磷之间的相互影响

SBR工艺中脱氮与除磷之间的关系较为复杂，这主要是因为活性污泥中菌种种群的多样性而造成的，当不同的菌群占优势时，表现的规律不尽相同。

3.1 硝酸盐氮对EBPR的影响

由于EBPR过程的发生需要完全的厌氧阶段，而厌氧段硝酸盐的存在会破坏生物除磷的效果。这是由于反硝化菌会与聚磷菌竞争废水中的有机基质，而且能优先于聚磷菌利用这些有机基质进行反硝化，从而在真正厌氧状态形成之间形成了一个兼性的状态。生活污水排水中的硝酸盐氮一般在2～5mg/S之间，所以不会导致生物除磷的失效，但是如果废水中硝酸盐的浓度很高，就可能导致反硝化菌与聚磷菌对有机基质的竞争反应而导致生物除磷的失效。

Chang C H[13]等人的研究发现，如果SBR排水中的硝酸盐浓度从10.9mg/L减少到5.6mg/L时，磷的去除率可以从80％提高到98％。Pitman[14]等人的研究证明，如果回流污泥中硝酸盐的浓度低于5mg/L的时候，生物可以很容易取得良好的释磷效果，但是当硝酸盐的浓度达到10mg/L以上时，磷的释放就受到抑制从而导致生物除磷的失败。

尽管生物除磷的效果取决于操作方式，但是最重要的限制因子还是进水的COD值。一般认为，要达到良好的脱氮除磷效果，废水的COD与总氮的质量比值应大于9。Ruya[15]等人对SBR工艺的研究证明，废水中的总COD值并不是可以反映污水脱氮除磷所需碳源的有效参数，而COD中的易生物降解部分才是可以评价系统功能的主要参数。Tam[16]等人的研究认为，当进水的有机基质主要为易生物降解的组分时，反硝化和生物释磷可以同时发生，然而当难生物降解组分为主时，生物释磷是在反硝化之后发生的。

3.2 可脱氮聚磷菌（DPAOS）对系统脱氮除磷的影响

因为系统中的硝酸盐氮对EBPR有不利影响，所以最初的研究认为，能发生EBPR反应的细菌不能够进行反硝化反应，但是现在有很多研究表明，聚磷菌中至少有一部分能够在缺氧条件下利用硝酸盐为氧供体进行吸磷而发生反硝化反应[17]，所以好氧段只需进行到硝化阶段即可，反硝化及吸磷可以在后续的兼性阶段完成。这种情况下，可以节省能耗和避免厌氧段反硝化菌对碳源的竞争，污泥产量和SVI值都会减小[18]，但是缺氧条件下的吸磷速率较为缓慢。

3.3 亚硝酸盐氮的影响

Meinhold[19]等人对SBR反应器的研究表明，兼性状态下存在的亚硝酸盐氮对可脱氮聚磷菌的整体效果存在影响，当亚硝酸盐氮的浓度为4～5mg/L时，这种影响不是很明显，亚硝酸盐氮甚至可以作为电子供体为可脱氮聚磷菌吸磷使用，但是再高一些浓度的亚硝酸盐氮就会产生抑制作用。他们的研究表明，亚硝酸盐氮的限制浓度在5～8mg/L之间，这和污泥状况是有关的。 4 同时脱氮除磷SBR运行方式的选择

从上文的讨论可以看出，SBR工艺的脱氮和除磷的反应条件有相同之处，也有不同之处，有相互的不利影响，也有互促互生的方面。

对于需要同时脱氮除磷的场合，SBR反应器可采用图1所示流程。

静止进水可以使进水阶段结束后反应器中形成较高的基质浓度梯度，节省能耗；搅拌进水可以使反应器保持厌氧状态，保证磷的释放；曝气后的反应混合可以进行反硝化反应；随后的曝气可以吹脱污泥释放的氮气，保证沉淀效果，避免磷过早释放；为了防止沉淀阶段发生磷的提前释放问题，让排泥和沉淀同时进行[20]。 5 结论

SBR艺是一种高效、经济、可靠、适合中小水量污水处理的工艺，符合我国的国情；尤其是SBR工艺对于污水中氮、磷的去除，有其独到的优势，所以SBR工艺及其新工艺在我国有着广阔的应用前景。 参考文献：

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