含氨氮廢水在化工生產中較為常見，氨氮在生化降解中是一個高好氧物質，每降解1g的氨氯，要消耗4.57g的氧。當水中氨氮濃度較高時，水中的溶解氧急劇下降，會影響魚類的生存，并導致厭氧菌的繁殖，使水體發臭發黑。此外氨氮還會引起水體有營養化，使藻類瘋長，而大量藻類的腐爛也會使水體進一步惡化，因此氨氮的去除對保護環境是非常重要的。

氨氮的處理方法很多，如物理法有吸附法、萃取法、吹脫及氣提法、化學法有氧化法、沉淀法、離子交換法等、而生化法在去除廢水中的氨氮是非常重要的。本節將討論氨氮廢水的處理技術。

物理法

1.吸附法

膨潤土、天然或合成的沸石、高嶺土及活性炭等可以用來吸附廢水中的氨氮。而其中人工合成的沸石具有最高吸附銨離子的能力。沸石吸附銨離子飽和后，可以用氯化鈉或氯化鉀溶液再生。再生液中的氨氮可以用次氯酸鈉處理使之成為氮氣逸去。吸附飽和的沸石也可以在移動床中350～650℃中再生，沸石可以回用。

可用作吸附氨氮的沸石較多，除國產的絲光沸石及斜發沸石外，天然的澳大利亞沸石，如斜發沸石可從廢水中去除氨氮。它的離子交換作用對銨而言，比鈣、鎂及鉀等均有優先作用，故可在連續操作形式的吸附裝置中處理含氨氮廢水。斜發沸石對銨離子有選擇性吸附作用。再生可用氯化鈉溶液，在高于80℃及pH為8下進行。

廢水中NH4+可用3種天然朝鮮的沸石去除。這種沸石含有絲光沸石或斜發沸石。當銨離子濃度為3mmo1/L時，NH4+的吸附交換量為23%～33%，并顯示較高的選擇性。此外土耳其Bahkesir地區的天然沸石可用來吸附廢水中的氨氮。對于7.5及5.0mg/L的NH4+離子初始濃度，其離子交換容量為4.5及1. 7mgNH4+/g。

2.萃取法

含70～100mg/L的氨氮廢水可用液膜技術進行處理。液膜由質量分數6%Span-80、11%液態石蠟及煤油組成，內水相由質量分數20%的稀硫酸組成，經處理后廢水中的氨氮濃度可以降至1mg/L，CODcr可以降至100mg/L。

用HC-2作為表面活性劑、煤油及強化劑作為膜相，硫酸作為內水相，而乳液與水質量比為1：10，對1000mg/L的氨水，可以8min內去除其中93%的氨。

3.吹脫及氣提法

對于含氨濃度較高的廢水可以考慮采用蒸餾的方法進行回收、去除率可以達到99%。

吹脫及汽提法可用來預處理高濃度的氨氮廢水（特別是氨氮濃度大于5000mg/L的廢水）。但該法只能將氨氮降低到200mg/L左右，且處理費用高。每噸廢水的蒸汽消耗量為0.125～0.3t。吹脫法因消耗大量的壓縮空氣而能耗較大，處理費用高。經吹脫處理的氨氮廢水仍含大量的氨氮、在低于0℃時，無法使用該方法。從被處理水中析出的碳酸鈣沉淀并沉積于吹脫塔的填充物上，這會導致空氣循環和霧滴形成量的減少，從而降低了除氮效率。最后完全堵塞吹脫塔。吹脫出的含氨氮的氣體也要妥善處理，以防造成二次污染。

制藥廢水含有氨氮7200～7500mg/L，可在pH為10～13及30～50℃用氣提法去除。去除率可達70.3%～99.3%。最佳工作pH為11，溫度為40℃，氣提時間為2h，可以去除96%的氨氮。處理后的廢水可以進一步用生化方法處理。

廢水中的氨可以用噴淋塔進行吹脫去除。噴淋塔的單體去除效果要比填料塔低，但用多級噴淋塔，即使在冬天，也可以使廢水中的氨氮達到任何所想達到的水平。

對含氨廢水進行空氣吹脫時，其pH需大于10.5，以保證所有的銨鹽轉化為氨，在吹脫過程中，pH會自動下降，因此必須人工加以調整。在40℃時，空氣與廢水的體積比為1500：1，經10 h后，可有99%的氨被吹脫。

化學法

1.高溫催化分解法

用石墨、炭、二氧化鈦及二氧化鋯作為載體的鉑可以在高溫高壓下，如150～180℃及1.5MPa下在連續式反應器中將NH3-N氧化去除，其中以石墨作為載體活性較高，因為它有比二氧化鈦及二氧化鋯具有更好的分散性。當系統中氧化為傳質限制條件時，氮及水是其唯一產物，當氧較充足時，還可形成N2O及NO2。也可以用載于二氧化鈦的鉑、銣、銥或金在高溫高壓下進行氧化分解。

廢水中的氨可以用含氧的氣體，在100～370℃，并在壓力下用Fe、Co、Ni、Ru、Rh、Pd、Ir、Pt、Cu、Au、W，它們的氧化物或化合物進行氧化分解。如150mLNH4Cl溶液（2500mg NH3 /L），在300mL的壓熱釜中，加入載銣的氧化鋁，并將pH調整至12，在18kg/cm2通人空氣2.650ml，在270℃加熱1h，可以使96%的氨分解。

濕式氧化可以處理廢水中的氨氮，可用含鈰的催化劑，在高的pH時，其處理效果較好，催化劑中以Co/Ce及Mn/Ce為最有效。這種催化劑并顯示對過氧化氫有很高的催化分解作用。

對于含氯廢水，還可以在作為催化劑的載氧化錳的沸石的存在下加入過氧化氫作用，使氨分解。本法特別適用工業廢水的處理。

2.化學氧化法

廢水中的氨氮可用次氯酸鈉法去除。其法可先將廢水的pH調整至8～10.5，然后加入超過化學計算量5%的次氯酸鈉溶液，或用氯水或次氯酸鈉進行折點氯化法去除，去除率可達86.9%～100%。反應可在5min內完成，且不受溫度影響，最佳pH為7～8。其反應方程式如下：

2NH4Cl+3 NaOCl —— N2+3NaCl+3H2O+2HCL

例如：400mL含20g氯化銨的溶液，在40℃用12g氫氧化鈉將pH調整至9后，加入296g的漂白液（相當于41.79g次氯酸鈉及3g氫氧化鈉），此時PH將上升至13.8，并釋放出大量氣體，pH后期有所回落，10min后將釋放出4.75L氮氣，pH下降至7.5，廢水中尚含有1mg/L的銨離子及0.09g的次氯酸鈉，后者可用亞硫酸鈉處理，使其轉化為氯化鈉。在此例中次氯酸鈉中氯與廢水中的氨氮的質量比為3.6：1。

焦化廢水中的氨氮經活性污泥處理后，出水中仍含有100～200mg/L的氨氮，可以進行折點氯化以降低其濃度。氯的投加量應使CL與N摩爾比為6，余氯可用活性炭處理之。

折點加氯法可以處理氨氮濃度很高的廢水，也可以處理氨氮濃度很低的廢水（小于5mg/L）。它可以將氨氮的濃度降低為零，且不受溫度的限制。但當氨氮濃度高時，氯的消耗量很大（1mgNH4-N需6～10g的氯），處理費用很高。另外，氯及氯與水中有機物生成的化合物對人體是有害的。且氯的運輸和使用都很不方便。該法常用于含氨氮廢水的深度處理。由于不受溫度的限制，因此在寒冷地區應用較多。

氨氮還可以被高鐵酸鹽在pH 7.5～11.0所氧化。如可用高鐵酸鹽來處理焦化廠的含氨氮廢水，含3493.8mg/L的氨氯廢水，在71℃投加60.14mg/L的高鐵酸鹽，可以使然氯的濃度降至1653.9mg/L。所排放的廢水中投加13.278mg/L的高鐵酸鹽，可以使氨氯的濃度從2.706mg/L降至良0.345mg/L。

在溴離子的存在下，臭氧可以氧化氨成為氮氣。

廢水中氨氮可以很方便地用化學計量的NOx進行處理而得到去除。

3.化學沉淀法

利用氫氧化鎂及磷酸或磷酸氫鎂可以沉淀廢水中的氨氮，前者的效果優于后者，最佳pH9～11，氫氧化鎂與氨的摩爾比為4：1，磷酸與氫氧化鎂的摩爾比為1.5：1，沉淀是磷酸銨鎂。用本法處理，廢水中的氨氮可以降至1mg/L。

一般情況下銨離子不與陰離子生成沉淀，但它的某些復鹽不溶于水，如MgNH4PO4(MAP)、MnNH4PO4、NiNH4PO4、ZnNH4PO4等。利用這些復鹽可以將NH4+離子去除。Mn2+、Ni2+、Zn2+為重金屬，對人及其他生物有毒害作用，故不作為沉淀劑使用。而Mg2+離子無毒，因此可以采用向含NH4+ 廢水中加人Mg2+ 和PO43-生成MAP沉淀的方法將NH4+離子去除。該法的優點是沉淀反應不受溫度、水中毒素的限制，且可以處理高濃度的氨氮廢水。設計和操作均很簡單。如果廢水中同時磷酸根的含量很高，還可以起到除磷的作用。因此在氨氮嚴重污染的今天，該法很有研究價值。目前該法應用的主要局限是生成沉淀所需的藥劑費用較高，所得的沉淀物MAP是一種緩釋型的肥料，應對其在農業中的應用進行進一步的研究和開發。

為了降低藥劑費用，所得的沉淀MAP可以通過堿性熱解，除回收氨外，形成的磷酸鈉鎂可以再次作為沉淀劑，用來去除廢水中的氨氮。

4.離子交換法

離子交換法處理的氨氮濃度一般為10～50mg/L，離子交換樹脂的用量大。且交換樹脂再生出水中含有大量的氨氮，仍需要處理。因此這種方法用得不多。含氨廢水可以用含羧酸基團的弱陽離子交換樹脂，如Amberlite IRC 50進行處理。交換時樹脂是以游離酸形式作用的，再生可用水在90℃進行，出水經蒸餾回收氨，剩余的水回用再用來再生樹脂。

含銨鹽廢水還可以用鈉型的Wofatit KS 10進行離子交換處理，并可用4%的氯化鈉進行再生。

生化法

生化法去除廢水中的氨氮，主要是利用生物的硝化和反硝化反應。在一般的生化處理系統中，由于亞硝酸菌的作用，廢水中的氨氮可以被生物氧化成亞硝酸，并在硝酸菌的作用下可進一步被氧化成硝酸。形成的硝酸或亞硝酸，在兼氧的條件下，并在有機物的存在下，可以被反硝化菌作用，生成氮氣，從而將廢水中的氨氮去除。一般經過二級處理后，廢水中碳、氮、磷3種元素總的去除比例大致為100：5：1。含氮較高的工業廢水和生活污水經處理后，雖然BOD5可去除95%以上，但氮僅能去除一部分，因此排放出的水氨氮的污染還很嚴重。

為了更好地去除氨氮，可以采用A/O系統。A/O系統是虧氧好氧系統(An一oxic/oxic system)的簡稱。它是20世紀70年代國外開發的廢水處理新工藝。它的主要作用是在原先的好氧處理曝氣池的基礎上，引進虧氧段或缺氧段，采取內部污泥循環，因此能同時具有脫氮、除磷和去除BOD5的作用。

A/0系統中污水首先進人兼氧池（溶解氧小于0.5mg/L），并在此池中與回流污泥完全混合，在異養型兼性厭氧菌（一種反硝化菌）的作用下，將廢水中BOD5作為碳源以NO3-為電子受氫體進入無氧呼吸，NO3- 被還原為氮氣，最后被釋放到大氣中。

有機碳源BOD5 +H2O——N2+OH-+CO2

同時因為缺氧，BOD5的存在激發了聚磷微生物放出貯藏在菌體內的多聚正磷酸鹽和能量，因此此階段有磷回升現象、厭氧池出來的污水進入缺氧池，在這里與從好氧池來的回流混合液混合、在反硝化菌的進一步作用下，將好氧池中帶來的NO與剩余BOD5以進一步作用，將BOD5和氮去除掉。經過反硝化的污水流入好氧池、BOD5已去除約50%～60%，此時硝化菌很活躍，它把污水中的NH3-N氧化成NO-N,供虧氧階段反硝化。反應式如下：

亞硝化單孢菌

NH4+ +1. 5O2 ——NO2+2H++H2O+能量

硝化桿菌

NO2- 十0.5O2 ——NO3-+能量

將上兩式相加得

NH4+ +2O2 ——NO3- +2H+ +H2O +能量

在此同時由于以氧化BOD5所提供的能量來吸收磷，這些磷最終在剩余污泥中(含磷時可達9%～10%)被帶出，而達到去磷的目的。因此通過A/O系統的內部循環，而使BOD5，氮和磷都得以去除。

A/O系統工藝的特點是該系統能維持較高的MLVSS,凈化效率高，對于生活污水在3～5h內，其BOD5 、N、P的去除率可達80%～90%以上的效果。另外由于在處理過程中硝化和反硝化交替運行，抑制了絲狀菌的生長，所以不易發生污泥膨脹現象，且污泥絮凝性好，使二次沉降池有良好的泥、水分離效果，提高了出水質量。A/0系統已是當今處理氨氮廢水的一種常規方法。

部分硝化的過程在一般常規的硝化及反硝化過程中，氨氮先進行亞硝化成為亞硝酸鹽，再進行生物硝化過程轉化成硝酸鹽，最后再與氨氮在氧及碳源存在下進行反硝化過程，而轉化成分子氮而被去除。這個過程最大的缺點是消耗能量較多，造成處理成本的上升。如果將硝化過程控制在亞硝化階段，再利用形成的亞硝酸鹽，與氨反應生成亞硝酸銨，并分解成水和分子氮，則能量可以降低較多，所以這個方法具有相當的優點。

在常規的硝化一反硝化過程中，去除2mol的氨氮需4mol的氧及5mol的CH2O型有機底物，但如氧化至亞硝酸，并借亞硝酸銨的分解去除氨的話，則同樣去除2mol的氨，只需1.5mol的氧，并且不需要有碳源存在的情況下即能去除氨。

為了達到這個目的，可以在系統中加入催化劑，使產生的亞硝酸銨催化分解成原子氮，可以作為催化劑的有硅膠、鋁礬土、活性炭、碳酸鈣、鎳離子、鐵粉、硫化鐵，其中尤以三價鐵離子、氫氧化鐵膠體、含碘氫氧化鐵、丹寧酸鐵膠體、氧化鐵等的催化作用最強。在這個系統中，由于亞硝酸銨的不斷分解，使硝化菌進行生長所需的亞硝酸鹽缺少，在運轉過程中，硝化菌的數目日益下降，而使亞硝化菌占優勢。

在以氧化鐵作為催化劑的情況下，當進水的氨氮濃度為196.4mg/L時，出水中的氨氮可以降至5mg/L ，亞硝酸離子及硝酸離子分別為0.2及0.3mg/L，總氯為6.1mg/L，而對照組(不加催化劑)出水中氨氮濃度為17.6mg/L。而亞硝酸及硝酸離子分別為22.3及154.2mg/L,總氮為194.3mg/L。

類似的工藝還有通過控制硝化反應的條件使過程停留在亞硝化階段。為此必須控制反應溫度，溶解氧濃度，pH，氨濃度及污泥泥齡等。生物硝化反應適宜溫度為20～30℃，低于15℃時硝化速率降低，溫度超過30℃，硝化反應也會受到減慢，導致亞硝酸的積累。所以如果硝化階段的溫度控制在較低或較高的溫度，亞硝化反應可以占主要地位降；低溶解氧的濃度可以抑制亞硝酸進一步生化氧化成硝酸，所以較低的溶解氧濃度有利于亞硝化過程的進行，如可以控制溶解氧濃度在0.5mg/L；pH方面，亞硝化的最佳值在8左右，而硝化過程在7.0左右，所以增加亞硝化過程，pH以控制在8左右為宜；游離態的氨對硝化菌的影響比亞硝化菌為大，所以當氨濃度較大，而pH又較高時，對亞硝化過程的進行有利，而不利硝化過程的進行；此外泥齡對亞硝化過程也有影響，由于亞硝酸菌的世代周期比硝酸菌短，所以控制適當的泥齡可以使系統中的硝酸菌逐漸被排出系統。

利用上述原理可以更有效更經濟地處理含氨氮廢水，例如SHARON工藝，即利用在高溫下(30～35℃)亞硝酸菌具有比硝酸菌有更高的生長速率，亞硝酸菌的最小停留時間小于硝酸菌等的特點，使系統中的亞硝酸菌濃度逐步增加。使硝化過程控制在亞硝化階段，并已用在城市污水二級處理中污泥消化上清液和垃圾濾出液等高氨氮廢水的處理。