超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

2024-05-02

超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究（精选4篇）

篇1：超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

摘要：为解决持久性有机污染物对地下水造成的污染,以硝基苯为研究对象,考察了超滤膜对硝基苯的去除效果及影响因素.试验结果表明,当进水硝基苯浓度为85 μg/L,超滤膜可以连续工作68 h,出水小于17 μg/L.地下水中铁、锰离子对去除效果没有显著影响.进水硝基苯浓度对去除效果有显著影响.当进水硝基苯浓度由85 μg/L上升至340 μg/L时,超滤膜连续工作时间急剧下降,仅为14 h;对由硝基苯引起的膜污染,2% CH3CH2OH清洗效果最佳.作为一项应急处理技术,该工艺可以保障小城镇地区饮水安全.Abstract：In order to solve the pollution of groundwater caused by persistent organic contaminants,the removal efficiency and affecting factors of nitrobenzene removal from groundwater by using ultrafiltration technology was investigated.The experimental results indicate that the ultrafiltration system can work continuously for 68 hours when initial concentration is 85μg/L,and the nitrobenzene concentration of outflow is less than 17μg/L.Fe and Mn in groundwater have no significant impact on the removal efficiency,but the effect of initial nitrobenzene concentration of inflow is obvious.The continuous operation time decrease sharply from 68 to 14 hours when nitrobenzene concentration is 340 μg/L.2% CH3CH2OH has the best performance for cleaning the fouling caused by nitrobenzene.As an urgent treatment technology,ultrafiltration technology could guarantee the security of drinking water for people living in rural area.作者：赵玉鑫尹军王晓玲刘蕾 ZHAO Yu-xin YIN Jun WANG Xiao-ling LIU Lei 作者单位：赵玉鑫,王晓玲,刘蕾,ZHAO Yu-xin,WANG Xiao-ling,LIU Lei(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090)

尹军,YIN Jun(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090;吉林建筑工程学院环境工程系,吉林,长春,130021)

期刊：中山大学学报(自然科学版) ISTICPKU Journal：ACTA SCIENTIARUM NATURALIUM UNIVERSITATIS SUNYATSENI 年，卷(期)：, 46(z1) 分类号：X523 关键词：地下水持久性有机污染物超滤硝基苯 Keywords：groundwater nitrobenzene persistent organic contaminants ultrafiltration

篇2：超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

人工湿地是在20世纪60年代中期产生的一种污水处理新技术。它最早是由Kickuth[1]提出,此后开始在世界各地逐渐受到重视并被运用。国内的一些专家学者对人工湿地进行了深入的研究。景明霞[2]利用潜流人工湿地对稀土废水中氨氮去除能力进行比较研究,得出氨氮去除起主导作用的是香蒲,水葱处理的稳定性和可靠性最强。刘佳等[3]比较研究后认为潜流区和表流区除氮效果明显,且表流区除氮效果优于潜流区。陈庆昌等[4]研究了石菖蒲和白鹤芋两种不同人工湿地对氨氮的去除效果; 刘育等[5]对由风车草、香根草、芦苇和美人蕉四种不同植物人工湿地对生活污水中氮的去除效率进行了研究,试验表明植芦苇和美人蕉的人工湿地对生活污水中的氮具有较好的去除效果; 帖靖玺等[6]进行了二级串联潜流式人工湿地系统脱氮除磷的试验研究; 一些专家学者[7—10]通过改变流入湿地的污水成分来进行短程硝化反应速率的研究等。我国相对国外起步较晚,但在人工湿地治理地下水污染的研究方面已取得了一些成果并进行了一些工程案例,如建成了北京奥林匹克森林公园、天津桥园湿地公园等,积累了一定的工程经验。

前期研究主要关注同级人工湿地不同湿地植物对氨氮去除效果的影响,而对组合式人工湿地氨氮去除效果的研究较少。现对一级与二级组合连接的人工湿地系统氨氮去除效果进行比较研究。理论研究和试验方法为人工湿地去除地下水氨氮研究积累了一定的经验,同时可以为人工湿地工程实施推广提供技术支持。

1试验方案

1. 1试验机理

硝化反应是在有氧条件下,氨氮被硝化细菌所氧化成为亚硝酸盐和硝酸盐的过程。硝化反应包括两个基本反应步骤: 由亚硝酸菌( Nitrosomonas sp) 参与将氨氮转化为亚硝酸盐的反应; 硝酸菌( Nitrobacter sp) 参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。硝化作用必须通过这两类菌的共同作用才能完成。硝化反应以氧做为电子受体,氮元素做为电子供体。其相应的反应式为

反硝化反应是在缺氧条件下,亚硝酸盐和硝酸盐被反硝化菌还原为氮气而从水中逸出,从而达到除氮的过程。反硝化菌需要有机碳源( 如碳水化合物、醇类、有机酸类) 作为电子供体,利用NO3中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可以用下式表示

湿地系统运行顺利成熟后,填料表面和植物根系中生长了大量的微生物,形成了生物膜,废水流经时,SS通过絮凝、沉淀,截留得以去除。人工湿地系统运行过程中,当废水排入湿地中时空气被迫从床体基质中排出,当水排出时空气又进入床体基质中, 利用有节奏的气、水运动,在湿地床体内部不断形成好氧、厌氧环境,有利于硝化、反硝化反应的发生。组合式人工湿地系统对污染地下水的处理综合了物理、化学和生物3种作用。

1. 2试验装置

试验是在北京市顺义区某非正规垃圾填埋场进行,该地区地下水特征污染物以氨氮为主,氨氮浓度为地下水V类水。试验装置由16个处理池组成, 处理池尺寸( L × W × H) 均为2 m × 2 m × 2 m。湿地处理系统结构设计如图1所示。其中处理池C-1与处理池N-1串联,处理池C-2与处理池N-2串联,两组串联池与处理池N-3、N-4、N-5并联构成北部组合式人工湿地系统。南部湿地处理池与北部处理池连接方式一致,组成整个组合式人工湿地系统,并进行对照试验。北部处理池的湿地植物为: 前四个为千屈菜,后三个为芦苇; 南部七个处理池的湿地植物为: 前四个为菖蒲,后三个为芦苇。

垂直流湿地床由三层组成,即表层土层、中层砾石、下层小豆石( 碎石) ,钙含量在2 ~ 2. 5 kg /100; 土层0. 4 m,砾石层铺设厚度0. 5 m。下层铺设厚度0. 3 m,总厚度1. 2 m,人工湿地填料主要组成、厚度及粒径分布见表1。

1. 3试验设计

垃圾填埋场污染地下水通过系统的布水装置均匀流入,最后从系统底层铺有碎石的出水口流出。湿地进水方式采用持续式进水,进水水量为5 m3/ d。出水通过阀门控制,保证污水在人工湿地有足够的停留时间,同时保证每个处理池的出水量相同。

试验自2014年10月16日起。试验分为两个阶段,第一阶段为10月16日 ~ 10月23日,调试进水水质,使进水水质稳定并达到试验要求; 第二阶段为11月4日 ~ 11月27日,经第一阶段调试,进水水质COD为9 ~ 14 mg /L、BOD为0. 8 ~ 1. 5 mg /L、 NH4 +-N为0. 77 ~ 2. 27 mg / L、TN为1. 12 ~ 2. 59 mg / L左右。进水水质稳定,已达到试验设计要求, 取样频率为2次/周。第二阶段运行过程中COD、 BOD和p H维持在一个稳定的范围内,为实验的准确性提供了有利条件,其中p H维持在5. 5 ~ 8的范围内。COD和BOD的变化如图2所示。

试验水质测定指标包括NH4 +-N、NO3-N、TN和COD。试验过程中NH4 +-N用电极法测定,NO3N采用荷兰Skalar流动测定仪测定,TN用消解紫外分光光度法测定,COD用快速消解分光光度法测定。实验过程中其他有关项目的分析方法按《水和废水监测分析方法》进行[11]。

2结果分析及讨论

2. 1组合式人工湿地处理系统氨氮浓度变化讨论

组合式人工湿地处理系统每次进水水质氨氮的质量浓度大于0. 5 mg /L,进水水质为地下水V类水标准。流经人工湿地系统污染地下水氨氮浓度变化如图3和图4所示。

从图3北部处理池氨氮浓度变化图中可看出, 处理池中氨氮的质量浓度一直处于下降趋势。污染地下水流经人工湿地后,5个湿地出水中的氨氮质量浓度均值分别降低到0. 13 mg /L、0. 11 mg /L、0. 25 mg / L、0. 19 mg / L、0. 24 mg / L,均已远低于WHO的标准( 1. 5 mg / L ) 和欧盟标准( 0. 5 mg / L) 。虽然N-3和N-5处理池采样点氨氮质量浓度的平均值未低于0. 2 mg /L,但N-3与N-5处理池的氨氮去除率达90% 和91% ,去除效果明显。从图3中可看出N-1、N-2采样点样品氨氮浓度均比N-3、N-4、N-5采样点样品氨氮浓度低。N-1、N-2采样点均为串联一个种植同种植物的处理池,组成二级人工湿地系统。二级人工湿地处理系统的氨氮浓度最低为0. 1 mg / L,最高为0. 2 mg / L; 一级人工湿地处理系统的氨氮浓度最低位0. 1 mg /L,最高为0. 6 mg /L。从流经组合式人工湿地系统的污染地下水氨氮浓度的变化可以看出,二级人工湿地系统对氨氮污染地下水的去除效果比一级人工湿地明显。作为对照实验, 南部处理池的氨氮浓度变化与北部处理池的浓度变化类似,其浓度变化如图4所示。

2. 2组合式人工湿地处理系统氨氮去除率变化讨论

组合式人工湿地系统对氨氮的平均去除率如图5和图6所示。从图中可看出N-1、N-2采样点样品氨氮的去除率均比N-3、N-4、N-5采样点样品氨氮的去除率高。N-1、N-2均为串联一个种植同种植物的处理池,组成二级人工湿地系统。二级人工湿地采样点氨氮去除率最低为78% ,最高为99% ; 一级人工湿地采样点氨氮去除率最低为48% ,最高去除率为98% 。二级人工湿地N-1与N-2采样点样品的平均去除率为89% 与90% ,而一级人工湿地采样点N-3、N-4、N-5样品的平均去除率依次为80% 、85% 、 81% 。因此二级人工湿地的氨氮去除效果比一级人工湿地的氨氮去除效果好。作为对照实验,南部运行池的硝氮浓度变化与北部运行池的浓度变化基本一致。

2. 3组合式人工湿地处理三种湿地植物对氨氮去除效果讨论

经分析对比,千屈菜和菖蒲对氨氮的去除率均达90% 左右,去除效果区别不明显。千屈菜和菖蒲栽种在二级人工湿地处理系统中的去除效果区别不明显。而栽种在一级人工湿地处理池内的芦苇对氨氮的去除率在78% ~ 85% 的范围内,去除效果稍有降低。三种湿地植物氨氮平均去除率如图7所示。

3结论

( 1) 二级人工湿地对氨氮的去除效果较一级人工湿地明显,前者去除率为90% ,而后者去除率为82% 左右。组合式二级串联人工湿地较前人实验研究中人工湿地氨氮去除率80% 左右有一定程度的提高。

( 2) 组合式人工湿地系统中三种湿地植物对氨氮的去除效果均较好。同时千屈菜和芦苇对氨氮的去除效果好于芦苇。

篇3：超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

【关键词】交叉配血;纤维蛋白原;干扰;去除

【中图分类号】 R457.1+3【文献标识码】 B【文章编号】 1007-8517(2009)24-0046-01

临床输注全血或成分血液(如血小板、红细胞等)时需要做交叉配血试验,尽管此类试验方法比较多,但最终往往通过观察红细胞凝集情况和溶血变化来对结果进行判断。

1 试验材料和标本来源

1.1 试验材料 25mmol/L的CaCl2溶液、8.5g/L的NaCl溶液、109mmol/L的枸橼酸钠溶液、50g/L的葡萄糖溶液(1000ml加EDTA-Na22g,少量叠氮钠防腐)、复悬液(0.2mmol/L的枸橼酸三钠溶液60ml,加50g/L的葡萄糖溶液40ml),细玻璃棒1根。

1.2 标本来源临床交叉配血中遇到的26例疑似存在纤维蛋白原干扰的标本。

2 方法

2.1 生理盐水交叉配血法 ①取受血者和供血者血液各2ml,注入一清洁干燥试管内,按常规方法分离血清。同时留数滴滴加于含少量生理盐水的小试管内,制成5%的红细胞生理盐水悬液。注意要分别标明供血者与受血者的血液管、血清管、红细胞悬液管的姓名。②另取清洁试管2支,标明主侧和次侧。主侧:受血者血清1滴加供血者红细胞悬液1滴。次侧:供血者血清1滴加受血者红细胞悬液1滴。③分别混匀,低速离心约2min,轻轻摇匀,观察结果。④结果判定:同型配血,主侧、次侧均不凝集,表示无配血禁忌,可以输血;异型配血时,主侧无凝集,次侧凝集,无溶血,可以输给少量。输异型血时,如次侧不凝集,不可以输血,应重新复查血型或追查其原因。

2.2 手工凝集胺技术交叉配血法该方法是利用低离子介质减少红细胞周围的阳离子云,以促进红细胞与血清或血浆中抗体结合。凝聚胺溶解产生的正电荷能中和红细胞膜表面带有负电荷的唾液酸使红细胞的Zete电位降低,红细胞之间距离缩短,使红细胞发生非特异性凝集,此凝集是可逆的[1]。当再加入复悬液,枸橼酸根离子的负电荷能与凝聚胺上的正电荷中和,使非免疫性的可逆聚合现象消失,结果为阴性,而真正的凝集无法散开为阳性结果。具体操作步骤为:①取试管2支,标明主、次侧,主侧管加受血者血清或血浆2滴,供血者3%~5%细胞悬液1滴。次侧管加供血者血清或血浆2滴和受血者3%~5%红细胞悬液1滴。各加50g/L的葡萄糖溶液0.6ml混匀,再加凝聚胺溶液2滴,再次混匀。②以3500转/min离心10s,弃上清液,管底留溶液0.1ml液体,轻轻摇动试管,目测红细胞有无凝集。如无凝集,则需重做。③加复悬液2滴,轻轻转动试管,混合,同时观察结果。④结果判定:在30s内凝集散开,配血结果相合;如凝集不散开,配血结果不相合,结果不易判断,应镜检鉴别。

2.3 干扰去除的方法疑似凝集或存在纤维蛋白原干扰时,用细玻璃棒对凝集(聚)块轻轻碾压,来进行鉴别。碾压后,在显微镜下,红细胞呈现分散状态,且红细胞形态改变,则该现象为假凝集,报告无凝集。疑似抗凝标本或部分抗凝标本,滴入数滴25mmol/L的CaCl2溶液(必要时滴入测定凝血酶原时间用的组织凝血活酶浸出液1~2滴),37℃水浴放置数分钟后,离心,取血清来配血。

3 结果和讨论

在交叉配血过程中,如果发现有红细胞凝集成堆,周围有较多分散状态的红细胞,则有可能是纤维蛋白原的存在而造成的红细胞假凝集,应进行鉴别。临床上在做交叉配血试验过程中出现纤维蛋白原的干扰,常见的原因是使用了血浆配血。出现用血浆配血的主要原因有:①血袋留作配血用的管段由于种种原因,封存的是抗凝血(存在纤维蛋白原干扰的袋血常见于血液采集时间在3~5d内);②为了急诊需要,受血者标本采集时,加了抗凝剂(为了节省受血者血液凝集析出血清的时间);③为了做受血者红细胞悬液的方便,采集受血者血标本时进行了抗凝处理(按照全国临床检验操作规程,标本不抗凝,使用血清);④一些成品试剂盒(如凝集胺试剂)操作说明书明确注明用血清或血浆来交叉配血,没有强调用血清。如血浆存在大量的纤维蛋白原,则在交叉配血试验过程中有可能被激活而凝集,在聚集过程中,夹带红细胞,造成红细胞凝集,干扰交叉配血结果的判断。如因血袋留作配血用的管段抗凝,或使用抗凝剂等其他原因致使血液未完全凝集,造成了配血过程中红细胞有凝集(聚)现象,在显微镜下红细胞呈现凝集(聚)现象,可采用细玻璃棒碾压进行鉴别。疑似抗凝或部分抗凝受血者标本,应将标本恒温孵育离心后在进行交叉配血试验。作者将临床上常用的生理盐水交叉配血法和手工凝集胺技术交叉配血法分别进行了实验,对疑似存在纤维蛋白原干扰标本采取了上述措施中的方法,排除了在交叉配血过程中存在的干扰。为了排除纤维蛋白原的干扰,应尽可能使用血清来进行交叉配血试验。这不仅要求送检受血者标本不抗凝,更重要的是血库留做配血的标本应不抗凝(临床上封存于血袋上,用于交叉配血试验管段呈抗凝状态比较多见)。而采用加温孵育法去除交叉配血过程中纤维蛋白原干扰较细玻璃棒碾压法繁琐,但较后者可靠,必要时可成为或者核实的方法。

参考文献

篇4：超滤膜去除地下水中硝基苯的试验研究

关键词：次氯酸钠氧化法；化学沉淀法；氨氮

中图分类号： X703 文献标志码： A 文章编号：1002-1302（2014）03-0330-03

近年来，随着工农业的发展，大量高浓度的含氮污水被排入水体，导致水体富营养化严重[1]。水体中的氮包括有机氮、无机氮，两者之和称为总氮（TN）。有机氮包括蛋白质、氨基酸、尿素、胺类化合物、硝基化合物等。无机氮包括氨氮（NH3-N）、硝酸盐氮（NO3-N）、亚硝酸盐氮（NO2-N）。由于氨氮是氮循环的核心，同时，氨氮一般要经过硝酸盐氮或亚硝酸盐氮才能转化为无害的氮气，所以氮素大部分是由氨氮转化而来。污水中氨氮去除方法包括物理方法、化学方法、生物方法等。虽然每种处理技术都能有效地去除氨氮，但是实际应用于污水的处理方法应具有应用方便、处理性能稳定、适用于污水水质且经济实用等特点。本研究采用次氯酸钠氧化法及化学沉淀法处理污水，并比较2种方法各自的优缺点，旨在为氨氮污水处理提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验原理

1.1.1 次氯酸钠氧化法向含氨氮的污水中加入次氯酸钠后，次氯酸、次氯酸根离子能够与水中的氨反应产生一氯胺、二氯胺、三氯胺。由于三氯胺在pH值<5.5条件下才能稳定存在，而且在水中溶解度很低，所以天然水中几乎不存在三氯胺。只要次氯酸钠剂量足够，就可以通过一系列反应将水中的氨氮转化成氮气。

1.1.2 化学沉淀法化学沉淀法是指向污水中投加Mg2+、PO43+，使其与污水中的氨氮生成难溶的磷酸铵镁沉淀物，从而将污水中的氨氮脱除[2]。化学沉淀法中常用的镁盐试剂有MgO、MgCl2、MgSO4，以Na2HPO4、NaH2PO4、H3PO4作为磷酸根的来源。但是H3PO4与MgO 仅在局部发生接触，反应生成胶状的Mg3（PO4）2或Mg（OH）2，且MgO是难溶的氧化物，致使氨氮去除率低[3]。由于相同质量的NaH2PO4·2H2O对氨氮去除率略低于Na2HPO4·12H2O，因此，本试验主要选用Na2HPO4·12H2O、MgCl2·6H2O作为沉淀剂。

1.2 试剂与仪器

氯化铵、浓硫酸、硫代硫酸钠、磷酸氢二钠、氯化镁、碘化钾、可溶性淀粉等试剂均为分析纯，次氯酸钠（有效氯含量10%）。FA2004N电子天平、pH410A型酸度计、752型紫外光栅分光光度计、HJ-6多头磁力加热搅拌器。

1.3 模拟污水的配制

称取0.763 8 g氯化铵，在100～105 ℃下干燥2 h，溶于 2 000 mL 水中，配制成浓度为100 mg/L的模拟污水。

1.4 方法

采用纳氏试剂分光光度法测定氨氮含量，采用碘量法测定有效氯含量，采用酸度计测定pH值。

1.4.1 次氯酸钠氧化法将次氯酸钠溶液与氨氮加入污水水样中，用HJ-6多头磁力加热搅拌器搅拌一段时间。反应结束后，用淀粉-碘化钾试纸测试废水中是否含有游离氯，若含有游离氯，可以向经处理的污水中加入适量的3.5 g/L硫代硫酸钠溶液以消除游离氯。

1.4.2 化学沉淀法将Na2HPO4·12H2O与MgCl2·6H2O投放到污水中，用10%NaOH溶液与10%HCl溶液调节污水pH值，用HJ-6多头磁力加热搅拌器搅拌2 h，使之与氨氮充分反应生成磷酸铵镁，静置2 h左右，取上清液测定污水中氨氮的含量[4]。

2 结果与分析

2.1 次氯酸钠氧化法

2.1.1 氯与氨氮的量比对污水中氨氮去除率的影响理论上，当氯与氨氮的量比为1.5时可以将氨氮氧化为氮气，但是实际应用中常受污水中其他因素的影响，氯与氨氮的量比往往会偏离1.5。在室温且pH值为自然状态下，控制反应时间为20 min，探究氯与氨氮的量比对污水中氨氮去除率的影响，结果如图1所示。由图1可以看出，当氯与氨氮的量比为12～1.7时，随着氯与氨氮的量比的增大，氨氮的去除率不断提高；当氯与氨氮的量比为1.7时，氨氮去除率达63.6%；当氯与氨氮的量比大于1.7时，氨氮的去除率上升较慢。因此，建议氯与氨氮的量比为1.7。

2.1.2 反应时间对污水中氨氮去除率的影响在室温且pH值为自然状态下，当氯与氨氮的量比为1.7时，研究反应时间对污水中氨氮去除率的影响，结果如图2所示。

由图2可以看出，随着反应时间的延长，氨氮去除率有所提高，但是提高缓慢。当反应时间由20 min延长至60 min时，氨氮去除率仅由63.6%提高到68.1%。从节能角度考虑，反应时间为 20 min较为合适。

2.1.3 pH值对污水中氨氮去除率的影响室温下，反应时间为20 min，氯与氨氮的量比为1.7时，研究pH值对污水中氨氮去除率的影响，结果如图3所示。

由图3可以看出，随着pH值的上升，氨氮的去除率呈现先上升后下降的变化趋势，当pH值为7～9时氨氮去除率较高。当pH值大于9时，氨氮的去除率下降较快。因此，最适pH值为7～9，即可以选择自然水体。次氯酸钠氧化法能够有效去除污水中的氨氮，与传统的氯系氧化剂液氯相比，使用次氯酸钠作为氧化剂不会产生氯气外泄的危险[5]，而且可进一步减少消毒副产物的产生。但是，水体中的其他物质也会消耗部分有效氯，影响处理效果[6]。

2.2 化学沉淀法

nlc202309041316

2.2.1 药剂配比对污水中氨氮去除率的影响溶液中反应离子的超饱和度是影响晶核形成的主要原因，适度投加镁盐、磷酸盐可以进一步去除氨氮[7]。因此，n（Mg） ∶ n（N）固定为1.1，pH值为9.0，反应时间为4 h，改变磷酸盐的投加量以确定最佳的n（P） ∶ n（N）值，结果如图4所示。

由图4可以看出，当n（P） ∶ n（N）为1.2时，氨氮去除率最高，达到了18.1%，以后随着n（P） ∶ n（N）的增加，氨氮去除率有下降的趋势。因此，n（P） ∶ n（N）为1.2，pH值为9.0，反应时间为4 h，改变镁盐的投加量以确定最佳的n（Mg） ∶ n（N）值，结果如图5所示。

由图5可以看出，当n（Mg） ∶ n（N）为1.5时，氨氮去除率达28.8%。由此可知，最佳投加量确定为n（Mg） ∶ n（N） ∶ n（P）为1.5 ∶ 1 ∶ 1.2。

2.2.2 pH值对污水中氨氮去除率的影响将投加量控制为n（Mg） ∶ n（N） ∶ n（P）为1.5 ∶ 1 ∶ 1.2，反应时间4 h，在不同pH值条件下测定氨氮的去除率，因为磷酸铵镁为碱性盐，在酸性条件下完全溶解[8-9]，所以pH值取值范围为8.0～140，结果如图6所示。

由图6可以看出，当pH值为9.0～11.0时，氨氮的去除

效果较好，当pH值为10.0时氨氮去除率达到54.4%。当pH值小于8.0时，仅有少量沉淀生成。当pH值大于11.0时，沉淀物为乳胶状，可以判定此时生成的沉淀物不是磷酸铵镁。化学沉淀法操作方便，氨氮去除率较高，生成的磷酸铵镁沉淀可以回收，作为缓释化肥[10]。但是化学沉淀法反应时间较长，运行费用较高。

2.3 次氯酸钠氧化法与化学沉淀法联合脱除污水中的氨氮

从以上试验可以看出，次氯酸钠氧化法与化学沉淀法对于污水中的氨氮都有一定去除效果，单独使用其中一种方法，均不能达到氨氮的排放指标，因此，笔者尝试联合采用次氯酸钠氧化法以及化学沉淀法脱除污水中的氨氮。

2.3.1 化学沉淀法-次氯酸钠氧化法脱除污水中的氨氮 n（Mg） ∶ n（N） ∶ n（P）为1.5 ∶ 1 ∶ 1.2，pH值为10.0，在 HJ-6 多头磁力加热搅拌器中搅拌2 h充分反应，沉淀2 h后取上清液，加入次氯酸钠溶液氧化脱除废水中剩余的氨氮，20 min 后向废水中加入适量的3.5 g/L硫代硫酸钠溶液以消除游离氯，对污水中的氨氮含量进行测定（表1）。结果表明，处理后的废水达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》二级排放标准（<25 mg/L）。

由此可知，次氯酸钠氧化法与化学沉淀法联合使用可以提高污水中氨氮的去除率，处理后的废水能够达到 GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》二级排放标准。相比较而言，化学沉淀法-次氯酸钠氧化法去除效果更好。

3 结论

本研究表明，次氯酸钠氧化法与化学沉淀法均可以在一定程度上去除污水中的氨氮。次氯酸钠氧化法与化学沉淀法联合使用可以提高污水中氨氮的去除率，处理后的废水能够达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》二级排放标准。相比较而言，化学沉淀法-次氯酸钠氧化法去除效果更好。

参考文献：

[1]贾建丽，何绪文，车冉，等. 电解法去除高浓度氨氮废水工艺研究[J]. 九江学院学报，2009（6）：53-56.

[2]孙娟，赵丹，刘轶韵，等. 富营养化水体的氮磷脱除技术进展[J]. 金属世界，2009（增刊）：83-87.

[3]王玉琪，王俐聪，刘骆峰，等. 氢氧化镁用于去除废水中氨氮的研究[J]. 盐业与化工，2010，39（4）：4-6.

[4]Bouropoulos N C ，Koutsoukos P G. Spontaneous precipitation of struvite from aqueous solutions[J]. Journal of Crystal Growth，2000，213（3/4）：381-388.

[5]张胜利，刘丹，曹臣. 次氯酸钠氧化脱除废水中氨氮的研究[J]. 工业用水与废水，2009，40（3）：23-26.

[6]顾庆龙. 次氯酸钠氧化法脱除二级生化出水中氨氮的中试研究[J]. 环境科学与管理，2007，32（12）：97-99，147.

[7]李柱，杜国勇，钟磊. 化学沉淀法去除废水中的氨氮实验[J]. 天然气化工，2009，34（4）：24-26.

[8]Doyle J D，Parsons S A. Struvite formation，control and recovery[J]. Water Research，2002，36（16）：3925-3940.