平台课-饮用水中氨氮去除方法1

饮用水中微量氨氮的去除方法

环境科学与工程进展 课程论文

沈忱思

环境科学

20714010

2007.10.31

饮用水中微量氨氮的去除方法

沈忱思

（浙江大学环资学院，环境科学，20714010）

摘要：

随着近年来我国水环境中氨氮污染的加重，饮用水的氨氮处理日益重要。本文对目前国内外运用较为普遍的饮用水氨氮处理技术：离子交换法、生物法、膜过滤法及联合处理法的去除机理和工艺作了简要的介绍和讨论。

关键词：饮用水；氨氮；去除方法

Abstract:

It is well recognized that soluble ammonia and nitrite in drinking water has chronic effect on humans. The removal of ammonia nitrogen from wastewater is an important part of tertiary wastewater treatment and is increasingly necessary to meet drinking water standards. In this paper, some popular removal theories of ammonia nitrogen in drinking water have been introduced and the current treatment processes have been discussed.

Keywords ：Ammonia nitrogen; Polluted potable water; Water treatment

1 前言

随着经济的高速发展，近年来我国水环境中氨氮的污染因子的浓度值不断上升，水源水体受到氨氮污染将对饮用水的安全构成一定的威胁。同时，于2007年7月1日起正式实施的《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）强制性国家标准新增且明确了对氨氮的要求，限值为0.5mg/L。氨氮污染已逐渐成为我国饮用水处理中普遍面临的问题，饮用水中微量氨氮的处理亟待重视，于是下文分别对目前较为普遍的饮用水氨氮处理技术作扼要介绍。 2 饮用水中氨氮的去除方法

2.1吸附法

2.1.1 沸石吸附

沸石是1756年由瑞典矿物学家Cronstedt 发现的，分子式通式为M n/2·Al 2O 3·xSiO 2 ·yH 2O ，式中M 为碱金属和碱土金属阳离子[1]，易被溶液中其它阳离子所替换，使沸石具有离子交换特性[2]。

由于硅（铝）氧四面体连接方式不同，在沸石结构中便形成很多内表面很大的孔穴和孔道，可以吸附大量分子[3-4]。沸石因为有色散力和静电力的共同作用，故其对氨氮具有强大的吸附效应。吸附主要是去除废水中处于分子态的氨氮。又因为沸石格架中具有阳离子，所以沸石具有阳离子交换性能。沸石中阳离子的位置，一般在沸石的孔穴或孔道内，离子态的氨氮可以通过沸石中的孔道和孔穴而与阳离子进行离子交换而被去除[5-6]。

纯丝光沸石和斜发沸石的阳离子交换容量平均为每100g 相当于213mg 和223 mg 物质的量(m.e)。但实际天然沸石中含有不纯物质，所以交换容量一般为每100 g相当于110~220 m.e [7]，酸、碱改性后可增大其吸附容量[8]。Roberto 等9在比较沸石上离子交换选择性的大小后得出：K +>NH4+>Na+。

张敏等（2002）[10]认为沸石离子交换法能有效地去除微污染水源中的氨氮，当源水氨氮浓度为1.5mg/L~6.5mg/L时，氨氮去除可达50%以上，出水达到饮用水水质指标。黑宇峰等（2006）[11]研究表明，粉状沸石对2.40 mg/L以下低浓度氨氮溶液去除率在65%~82%之间，平均去除率为74%。水中各阳离子共存对氨氮去除率产生影响，初始氨氮浓度越低，阳离子对沸石吸附氨氮抑制作用越明显。李晓波等（2007）[12]对不同产地粉末状沸石去除水中低浓度氨氮的性能作了比较，结果表明不同产地粉末状沸石对氨氮的吸附性能差别较大，按吸附容量由高到低依次为：缙云沸石≈阜新沸石>信阳沸石>赤峰沸石。另外，不同产地的粉末状沸石对氨氮的去除率达到最大时的pH 值也不近相同。

虽然各种有关研究表明利用沸石处理低浓度氨氮具有一定的效果13，但为了达到生产要求，沸石使用前需要改性，并且其仍存在着交换容量有限[14]、再生后的交换剂交换容量下降及受共存阳离子影响[8]等一系列问题。

2.1.2蛭石、膨胀蛭石吸附

蛭石的结构为片层状，其化学通式为Mg x (H2O){Mg3-x [AlSiO3O 10](OH)2}。蛭石原矿经高温焙烧制得膨胀蛭石，由于其层间结合水的蒸发及结构水的脱失，体积迅速膨胀8~20倍, 膨胀后比重为130~180 kg/m3，因而比表面积增大，吸附性相应增强[15]。

[16]聂发辉等（2004）通过实验指出，天然蛭石用作离子交换树脂时，吸附量在pH2.0~6.0

范围内随着pH 的增大而增大，最佳pH 为4.0~6.0；温度在15~35℃范围内，吸附量随温度的升高减小，氨氮的去除率随着蛭石用量的增加而增加。

陈福坤等（2007）[17]研究表明，膨胀蛭石主要是通过离子交换作用去除水中氨氮，物理吸附作用相对很小。其饱和吸附量为17.32 mg/g，氨氮去除率在pH 4.0~7.0范围内大于65%，在进水氨氮浓度低于200mg/L时，氨氮去除率随着进水氨氮浓度增加而增大。

蛭石吸附容量较大，同时价格低廉、无毒、对环境污染小，因而在饮用水中氨氮的处理方面具有一定应用前景。但目前对于蛭石吸附效果的评价还停留在实验室阶段，其吸附效率

以及吸附的稳定性都有待进一步提高。

2.2 生物法

生物法是目前实际应用中使用最广泛的处理低浓度氨氮废水的方法。生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和氨态氮转化为N 2和N x O 气体的过程，其中包括硝化和反硝化两个反应过程[错误！未定义书签。]。生物法处理主要有生物滤池、生物转盘、生物流化床及生物接触氧化等工艺。

孙治荣等（2004）[18]在采用生物接触氧化法处理北京某水库的微污染水源水时取得了较好的氨氮去除效果，原水氨氮浓度在未检出至2.08 mg/L时，平均去除率为71.2%。同时查人光等（2003）于嘉兴市南门水厂的生产实践也表明生物滤池对氨氮具有较好的去除效果，当进水氨氮 2 mg/ L时去除率为40%左右[19]。

其中，生物接触氧化法目前在我国微污染水处理中得到了较广泛的应用，并且已有一些实际工程投入运行，取得了较好的氨氮去除效果，如深圳东深供水工程、宁波梅林水厂、上海市惠南水厂、蚌埠第二水厂等，氨氮去除率为66.6%~90%[20]。

但生物法处理饮用水中的氨氮仍存在硝化过程时间长、需氧量达、曝气时间长以及需要添加碳源等问题。同时，处理过程中的二次污染物的存在也不可避免。

2.3 膜过滤法

膜技术应用于饮用水处理始于20世纪80年代末，是指用高分子薄膜作介质，以附加能量为推动力，对双组分或多组分溶液进行表面过滤分离的物理处理方法[21]。

滤膜按孔径大小可分为微滤膜（MF ）、超滤膜（UF ）、纳滤膜（NF ）、反渗透膜（RO ）。其中，超滤膜和反渗透膜多用于生活饮用水的处理。滤膜材料包括各种有机高分子材料和无机材料。有机高分子材料由纤维素、聚砜类、聚烯烃类、氟材料及聚氯乙烯等[22]。

Koyuncu 等（2001）进行了反渗透膜去除地表水中氨离子的研究，结果表明氨离子的去除率可达到95%，出水中氨的浓度仅为0.2 mg/L[23]。Kurama 等（2002）研究表明，反渗透膜能有效去除饮用水中的铵离子，出水铵离子浓度由6.5mg/L下降至0.2mg/L，去除率达到96.9%[24]。何圣兵等（2003）研究过经活性炭过滤后直接用纳滤膜处理实验室自来水，结果表明经过纳滤膜后氨氮的去除率可达37.5%[25]。

目前比较常见的膜技术多与生物处理联用去除氨氮，有膜生物反应器和预处理加膜过滤等。但相比较其它技术，膜组件的成本和运行维护费用都比较高，大范围的投入实际生产还存在一定程度的障碍。

2.4 联合处理

尽管微量氨氮去除方法有多种，但还没有一种方案能够完全达到高效、经济、稳定的处理目标，有些方法在氨氮被脱除的同时带来了二次污染。有时还采取多种技术的联合处理， 以更好地达到氨氮去除要求。

2.4.1 臭氧-生物活性炭

臭氧-生物活性炭（O 3-BAC ）工艺是将臭氧化学氧化、臭氧灭菌消毒、活性炭物理化学吸附、生物氧化降解四种技术结合为一体的工艺。

O 3-BAC 去除氨氮的原理在于臭氧将水中氨氮转化为硝酸盐氮，生物活性炭一方面凭借其巨大表面积的吸附作用，另一方面则利用生物膜的降解，而炭滤池对氨氮的去除主要靠生物膜的吸附氧化作用，由于臭氧的充氧作用，炭滤池中生物膜以生长状况良好，通过亚硝化细菌和硝化细菌的硝化作用将氨氮最终转化为硝酸盐氮去除[26]。

Soo-Jin Park 等（2005）研究了臭氧处理对生物活性炭去除水中微量氨氮的作用，结果表明臭氧处理加强了活性炭表面对氨氮的氧化作用，使生物活性炭对氨氮的去除率明显提高

[27]。陆少鸣等（2006）研究表明，经臭氧-生物活性炭工艺处理后NH 3-N 平均值由原水1.689 mg/L降低为0.449mg/L，去除率最大值为91.34％，最小去除率为50.39％，平均去除率达到73.90％[26]。谢晖等（2007）研究发现，当氨氮浓度小于0.5mg/L时，GAC 和O 3-BAC 对氨氮的去除率相同，均为40%，最大去除率均为74%，而氨氮浓度大于0.5mg/L时，O 3-BAC 的氨氮去除率明显高于GAC 。氨氮的浓度范围为0.59～0.62mg/L时，O 3-BAC 氨氮去除率达最大[28]。

O 3-BAC 工艺是治理饮用水中的氨氮微污染的有效方法，但在环境温度较低及水质较差的情况下生物处理会因硝酸盐细菌的适应能力较弱而受到影响，处理效果有待进一步提高。

2.4.2 膜生物反应器

膜生物反应器（MBR ）是以膜组件取代二沉池并与生物反应器组合构成的一种新型生物处理装置，主要发展成三种类型：分离膜生物反应器(Biomass Separation Membrane Bioreactor) 、曝气膜生物反应器(Membrane Aeration Bioreactor)、萃取膜生物反应器(Extractive Membrane Bioreactor)[29]。

MBR 将分离工程中的膜技术应用于废水处理系统，提高了泥水分离效率，并且由于曝气池中活性污泥浓度的增大和污泥中特效菌（特别是优势菌群）的出现，提高了生化反应速率。同时，通过降低F/ M 比减少剩余污泥产生量（甚至为零），从而基本解决了传统活性污泥法存在的突出问题[30]。

1992 年法国Chang J.等人将MBR 应用于给水处理，开展了微污染饮用水脱氮的研究，出水的氮浓度在0.1～20mg/ L[31]。1996 年，Urbrain V. 用MBR 进行饮用水生产的中试研究，

以去除饮用水中微量的氮、有机物与杀虫剂，取得良好效果[32]。

另外，Lyonnaisedes Eaux公司在90年代中期开发出同时具有生物脱氮、吸附杀虫剂、去除浊度功能的MBR 工艺，1995年该公司在法国的Douchy 建成了日产饮用水400m 3的工厂，出水中氮浓度低于0.1mgNO 2/ L[33]。

MBR 凭借固液分离率高、出水水质好、处理效率高、占地空间小等优点在污水、给水处理方面得到了广泛的关注和应用，但因成本、运行费用高，在我国推广应用比较少。随着膜技术的发展，膜生物反应器在给水处理方向还存在着很大的发展空间。

2.4.3 高铁酸盐氧化絮凝法

高铁酸盐所具有的优良的水质净化效能已在杀菌消毒、氧化除污染、混凝助凝等方面通过试验得到了证实，但将其用于去除饮用水中的氨氮，目前尚无系统的实验研究[34]。

高铁对水中氨氮具有氧化去除效能，并强化高铁的絮凝作用并使之与氧化作用协同，其中少量的三价铁对高铁氧化絮凝去除氨氮具有一定的催化作用，以此提高对氨氮的去除效率。曲久辉（2000）等研究表明，高铁的絮凝作用能够与氧化作用协同，有效去除水中的氨氮，经处理，浓度为NH 3-N 1.83 mg/L原水，出水浓度降至1.83 mg/L[35]。

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3 结语

目前，尽管饮用水中氨氮去除方法有多种，也同时采取多种技术的联合处理，但仍然没有一种方案能够完全达到高效、经济、稳定的处理目标，二次污染的发生也不可避免。从长远来看，随着材料技术的发展，各种高性能元件的研究起着时分重要的作用。稳定可靠、操作简便，特别是能够回收利用氨氮的技术将成为发展的主导方向。

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