工业废水硝态氮一般多少

Ⅰ 废水物化处理中总氮的去除率大概是多少

总氮包括硝酸盐氮，亚硝酸盐氮，氨氮，氮元素的去除主要是在相关微生物版的作用下权生成氮气，用相关操作使氮气挥发到大气中；
如果你厌氧系统处理效果较高的话，总氮的去除效果就好，一般在30%-40%；好氧系统一般是通过污泥颗粒的吸附，通过排泥来达到的，这个效率在5%左右。
正常情况下，总氮的去除率在40%-45%之间。
因为采取的工艺不同，之前做过的工程（主要做城市污水深度处理，包括中试数据）总氮去除率在80%左右，硝酸盐氮的去除率在85%-90%之间

Ⅱ 我公司的废水含有有机氨，经过生化池，由于氨化作用，氨氮就会上升，请问有什么好的解决方法么

该考虑化学生物联用
本文作者: 陈昭考

随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高，含氮化合物的排放量急剧增加，已成为环境的主要污染源，并引起各界的关注。经济有效地控制氨氮废水污染已经成为当今环境工作者所面临的重大课题。

1 氨氮废水的来源
含氮物质进入水环境的途径主要包括自然过程和人类活动两个方面。含氮物质进入水环境的自然来源和过程主要包括降水降尘、非市区径流和生物固氮等。人类的活动也是水环境中氮的重要来源，主要包括未处理或处理过的城市生活和工业废水、各种浸滤液和地表径流等。人工合成的化学肥料是水体中氮营养元素的主要来源，大量未被农作物利用的氮化合物绝大部分被农田排水和地表径流带入地下水和地表水中。随着石油、化工、食品和制药等工业的发展，以及人民生活水平的不断提高，城市生活污水和垃圾渗滤液中氨氮的含量急剧上升。近年来，随着经济的发展，越来越多含氮污染物的任意排放给环境造成了极大的危害。氮在废水中以有机态氮、氨态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3--N）以及亚硝态氮（NO2--N）等多种形式存在，而氨态氮是最主要的存在形式之一。废水中的氨氮是指以游离氨和离子铵形式存在的氮，主要来源于生活污水中含氮有机物的分解，焦化、合成氨等工业废水，以及农田排水等。氨氮污染源多，排放量大，并且排放的浓度变化大。
2 氨氮废水的危害
水环境中存在过量的氨氮会造成多方面的有害影响：
（1）由于NH4+-N的氧化，会造成水体中溶解氧浓度降低，导致水体发黑发臭，水质下降，对水生动植物的生存造成影响。在有利的环境条件下，废水中所含的有机氮将会转化成NH4+-N，NH4+-N是还原力最强的无机氮形态，会进一步转化成NO2--N和NO3
--N。根据生化反应计量关系，1gNH4+-N氧化成NO2--N消耗氧气3.43 g，氧化成NO3--N耗氧4.57g。
（2）水中氮素含量太多会导致水体富营养化，进而造成一系列的严重後果。由于氮的存在，致使光合微生物（大多数为藻类）的数量增加，即水体发生富营养化现象，结果造成：堵塞滤池，造成滤池运转周期缩短，从而增加了水处理的费用；妨碍水上运动；藻类代谢的最终产物可产生引起有色度和味道的化合物；由于蓝-绿藻类产生的毒素，家畜损伤，鱼类死亡；由于藻类的腐烂，使水体中出现氧亏现象。
（3）水中的NO2--N和NO3--N对人和水生生物有较大的危害作用。长期饮用NO3--N含量超过10mg/L的水，会发生高铁血红蛋白症，当血液中高铁血红蛋白含量达到70mg/L，即发生窒息。水中的NO2--N和胺作用会生成亚硝胺，而亚硝胺是“三致”物质。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，从而
增加处理成本。近年来，含氨氮废水随意排放造成的人畜饮水困难甚至中毒事件时有发生，我国长江、淮河、钱塘江、四川沱江等流域都有过相关报道，相应地区曾出现过诸如蓝藻污染导致数百万居民生活饮水困难，以及相关水域受到了“牵连”等重大事件，因此去除废水中的氨氮已成为环境工作者研究的热点之一。

3 氨氮废水处理的主要技术
目前，国内外氨氮废水处理有折点氯化法、化学沉淀法、离子交换法、吹脱法和生物脱氨法等多种方法，这些技术可分为物理化学法和生物脱氮技术两大类。

3.1 生物脱氮法
微生物去除氨氮过程需经两个阶段。第一阶段为硝化过程，亚硝化菌和硝化菌在有氧条件下将氨态氮转化为亚硝态氮和硝态氮的过程。第二阶段为反硝化过程，污水中的硝态氮和亚硝态氮在无氧或低氧条件下，被反硝化菌（异养、自养微生物均有发现且种类很多）还原转化为氮气。在此过程中，有机物（甲醇、乙酸、葡萄糖等）作为电子供体被氧化而提供能量。常见的生物脱氮流程可以分为3类，分别是多级污泥系统、单级污泥系统和生物膜系统。

工业氨氮去除大全

根据废水中氨氮浓度的不同，可将废水分为3类：高浓度氨氮废水（NH3-N>500mg/l）,中等浓度氨氮废水（NH3-N：50-500mg/l），低浓度氨氮废水（NH3-N<50mg/l）。然而高浓度的氨氮废水对微生物的活性有抑制作用，制约了生化法对其的处理应用和效果，同时会降低生化系统对有机污染物的降解效率，从而导致处理出水难以达到要求。故本工程的关键之一在于氨氮的去除，去除氨氮的主要方法有：物理法、化学法、生物法。物理法含反渗透、蒸馏、土壤灌溉等处理技术；化学法含离子交换、氨吹脱、折点加氯、焚烧、化学沉淀、催化裂解、电渗析、电化学等处理技术；生物法含藻类养殖、生物硝化、固定化生物技术等处理技术。目前比较实用的方法有：折点加氯法、选择性离子交换法、氨吹脱法、生物法以及化学沉淀法。1． 折点氯化法去除氨氮折点氯化法是将氯气或次氯酸钠通入废水中将废水中的NH3-N氧化成N2的化学脱氮工艺。当氯气通入废水中达到某一点时水中游离氯含量最低，氨的浓度降为零。当氯气通入量超过该点时，水中的游离氯就会增多。因此该点称为折点，该状态下的氯化称为折点氯化。处理氨氮废水所需的实际氯气量取决于温度、pH值及氨氮浓度。氧化每克氨氮需要9～10mg氯气。pH值在6～7时为最佳反应区间，接触时间为0.5～2小时。折点加氯法处理後的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫进行反氯化，以去除水中残留的氯。1mg残留氯大约需要0.9～1.0mg的二氧化硫。在反氯化时会产生氢离子，但由此引起的pH值下降一般可以忽略，因此去除1mg残留氯只消耗2mg左右（以CaCO3计）。折点氯化法除氨机理如下： Cl2+H2O→HOCl+H++Cl－ NH4++HOCl→NH2Cl+H++H2O NHCl2+H2O→NOH+2H++2Cl－ NHCl2+NaOH→N2+HOCl+H++Cl－ 折点氯化法最突出的优点是可通过正确控制加氯量和对流量进行均化，使废水中全部氨氮降为零，同时使废水达到消毒的目的。对于氨氮浓度低（小于50mg/L）的废水来说，用这种方法较为经济。为了克服单独采用折点加氯法处理氨氮废水需要大量加氯的缺点，常将此法与生物硝化连用，先硝化再除微量残留氨氮。氯化法的处理率达90%～100%，处理效果稳定，不受水温影响，在寒冷地区此法特别有吸引力。投资较少，但运行费用高，副产物氯胺和氯化有机物会造成二次污染，氯化法只适用于处理低浓度氨氮废水。2． 选择性离子交换化去除氨氮离子交换是指在固体颗粒和液体的界面上发生的离子交换过程。离子交换法选用对NH4+离子有很强选择性的沸石作为交换树脂，从而达到去除氨氮的目的。沸石具有对非离子氨的吸附作用和与离子氨的离子交换作用，它是一类矽质的阳离子交换剂，成本低，对NH4+有很强的选择性。O．Lahav等用沸石作为离子交换材料，将沸石作为一种把氨氮从废水中分离出来的分离器以及硝化细菌的载体。该工艺在一个简单的反应器中分吸附阶段和生物再生阶段两个阶段进行。在吸附阶段，沸石柱作为典型的离子交换柱；而在生物再生阶段，附在沸石上的细菌把脱附的氨氮氧化成硝态氮。研究结果表明，该工艺具有较高的氨氮去除率和稳定性，能成功地去除原水和二级出水中的氨氮。沸石离子交换与pH的选择有很大关系，pH在4～8的范围是沸石离子交换的最佳区域。当pH＜4时，H+与NH4+发生竞争；当pH＞8时，NH4+变为NH3而失去离子交换性能。用离子交换法处理含氨氮10～20mg/L的城市污水，出水浓度可达1mg/L以下。离子交换法具有工艺简单、投资省去除率高的特点，适用于中低浓度的氨氮废水（＜500mg/L），对于高浓度的氨氮废水会因树脂再生频繁而造成操作困难。但再生液为高浓度氨氮废水，仍需进一步处理。3． 空气吹脱法与汽提法去除氨氮空气吹脱法是将废水与气体接触，将氨氮从液相转移到气相的方法。该方法适宜用于高浓度氨氮废水的处理。吹脱是使水作为不连续相与空气接触，利用水中组分的实际浓度与平衡浓度之间的差异，使氨氮转移至气相而去除废水中的氨氮通常以铵离子（NH4+）和游离氨（NH3）的状态保持平衡而存在。将废水pH值调节至堿性时，离子态铵转化为分子态氨，然後通入空气将氨吹脱出。吹脱法除氨氮，去除率可达60%～95%，工艺流程简单，处理效果稳定，吹脱出的氨气用盐酸吸收生成氯化铵可回用于纯堿生产作母液，也可根据市场需求，用水吸收生产氨水或用硫酸吸收生产硫酸铵副产品，未收尾气返回吹脱塔中。但水温低时吹脱效率低，不适合在寒冷的冬季使用。用该法处理氨氮时，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。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。该方法比较适合处理高浓度氨氮废水，但吹脱效率影响因子多，不容易控制，特别是温度影响比较大，在北方寒冷季节效率会大大降低，现在许多吹脱装置考虑到经济性，没有回收氨，直接排放到大气中，造成大气污染。汽提法是用蒸汽将废水中的游离氨转变为氨气逸出，处理机理与吹脱法一样是一个传质过程，即在高pH值时，使废水与气体密切接触，从而降低废水中氨浓度的过程。传质过程的推动力是气体中氨的分压与废水中氨的浓度相当的平衡分压之间的差。延长气水间的接触时间及接触紧密程度可提高氨氮的处理效率，用填料塔可以满足此要求。塔的填料或充填物可以通过增加浸润表面积和在整个塔内形成小水滴或生成薄膜来增加气水间的接触时间汽提法适用于处理连续排放的高浓度氨氮废水，操作条件与吹脱法类似，对氨氮的去除率可达97%以上。但汽提塔内容易生成水垢，使操作无法正常进行。吹脱和汽提法处理废水後所逸出的氨气可进行回收：用硫酸吸收作为肥料使用；冷凝为1%的氨溶液。4． 生物法去除氨氮生物法去除氨氮是在指废水中的氨氮在各种微生物的作用下，通过硝化和反硝化等一系列反应，最终形成氮气，从而达到去除氨氮的目的。生物法脱氮的工艺有很多种，但是机理基本相同。都需要经过硝化和反硝化两个阶段。硝化反应是在好氧条件下通过好氧硝化菌的作用将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐，包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌参与的将氨氮转化为亚硝酸盐的反应。由硝酸菌参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。亚硝酸菌和硝酸菌都是自养菌，它们利用废水中的碳源，通过与NH3-N的氧化还原反应获得能量。反应方程式如下： 亚硝化： 2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+ 硝化 : 2NO2-+O2→2NO3-硝化菌的适宜pH值为8.0～8.4，最佳温度为35℃，温度对硝化菌的影响很大，温度下降10℃，硝化速度下降一半；DO浓度：2～3mg/L；BOD5负荷：0.06-0.1kgBOD5/(kgMLSS•d)；泥龄在3～5天以上。在缺氧条件下，利用反硝化菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从废水中逸出由于兼性脱氮菌（反硝化菌）的作用，将硝化过程中产生的硝酸盐或亚硝酸盐还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体是各种各样的有机底物（碳源）。以甲醇为碳源为例，其反应式为： 6NO3-+2CH3OH→6NO2-+2CO2+4H2O 6NO2-+3CH3OH→3N2+3CO2+3H2O+6OH-反硝化菌的适宜pH值为6.5～8.0；最佳温度为30℃，当温度低于10℃时，反硝化速度明显下降，而当温度低至3℃时，反硝化作用将停止；DO浓度＜0.5mg/L；BOD5/TN＞3～5。生物脱氮法可去除多种含氮化合物，总氮去除率可达70%～95%，二次污染小且比较经济，因此在国内外运用最多。其缺点是占地面积大，低温时效率低。常见的生物脱氮流程可以分为3类：⑴多级污泥系统多级污泥系统通常被称为传统的生物脱氮流程。此流程可以得到相当好的BOD5去除效果和脱氮效果，其缺点是流程长，构筑物多，基建费用高，需要外加碳源，运行费用高，出水中残留一定量甲醇；⑵单级污泥系统单级污泥系统的形式包括前置反硝化系统、後置反硝化系统及交替工作系统。前置反硝化的生物脱氮流程，通常称为A/O流程。与传统的生物脱氮工艺流程相比，该工艺特点：流程简单、构筑物少，只有一个污泥回流系统和混合液回流系统，基建费用可大大节省；将脱氮池设置在去碳源，降低运行费用；好氧池在缺氧池後，可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；缺氧池在前，污水中的有机碳被反硝化菌所利用，可减轻其後好氧池的有机负荷。此外，後置式反硝化系统，因为混合液缺乏有机物，一般还需要人工投加碳源，但脱氮的效果高于前置式，理论上可接近100%的脱氮效果。交替工作的生物脱氮流程主要由两个串联池子组成，通过改换进水和出水的方向，两个池子交替在缺氧和好氧的条件下运行。它本质上仍是A/O系统，但利用交替工作的方式，避免了混合液的回流，其脱氮效果优于一般A/O流程。其缺点是运行管理费用较高，必须配置计算机控制自动操作系统；⑶生物膜系统将上述A/O系统中的缺氧池和好氧池改为固定生物膜反应器，即形成生物膜脱氮系统。此系统中应有混合液回流，但不需污泥回流，在缺氧的好氧反应器中保存了适应于反硝化和好氧氧化及硝化反应的两个污泥系统。由于常规生物处理高浓度氨氮废水还存在以下：为了能使微生物正常生长，必须增加回流比来稀释原废水；硝化过程不仅需要大量氧气，而且反硝化需要大量的碳源，一般认为COD/TKN至少为9。5． 化学沉淀法去除氨氮化学沉淀法是根据废水中污染物的性质，必要时投加某种化工原料，在一定的工艺条件下（温度、催化剂、pH值、压力、搅拌条件、反应时间、配料比例等等）进行化学反应，使废水中污染物生成溶解度很小的沉淀物或聚合物，或者生成不溶于水的气体产物，从而使废水净化，或者达到一定的去除率。化学沉淀法处理NH3-N是始于20世纪60年代，在90年代兴起的一种新的处理方法，其主要原理就是NH4+、Mg2+、PO43-在堿性水溶液中生成沉淀。在氨氮废水中投加化学沉淀剂Mg(OH)2、H3PO4与NH4+反应生成MgNH4PO4•6H2O（鸟粪石）沉淀，该沉淀物经造粒等过程後，可开发作为复合肥使用。整个反应的pH值的适宜范围为9～11。pH值＜9时，溶液中PO43－浓度很低，不利于MgNH4PO4•6H2O沉淀生成，而主要生成Mg(H2PO4)2；如果pH值>11，此反应将在强堿性溶液中生成比MgNH4PO4•6H2O更难溶于水的Mg3(PO4)2的沉淀。同时，溶液中的NH4+将挥发成游离氨，不利于废水中氨氮的去除。利用化学沉淀法，可使废水中氨氮作为肥料得以回收。

Ⅲ 工业废水硝态氮如何去除

处理废水中亚硝态氮：
用亚硫酸盐作为还原剂将废水中的亚硝态氮还内原为氮气以达到消容除亚硝态氮的目的。亚硝态氮消除反应在带搅拌的反应器中进行，反应温度为10～40℃，用稀酸将反应过程的ph调整到3～7，并且亚硫酸盐与亚硝态氮按摩尔比1～5:1进行反应。与现有亚硝态氮消除方法比较，本方法的亚硝态氮去除率可以达到90%以上，反应条件温和，并且不产生二次污染。

Ⅳ 污水厂除磷药剂应该怎么选择

磷的去除有化学除磷、生物除磷两种工艺，生物除磷是一种相对经济的除磷方法，但由于该除磷工艺目前还不能保证稳定达到0.5mg/L出水标准的要求，所以常需要采取化学除磷措施来满足稳定达标需求。但是具体采用何种药剂需要综合考虑污水厂的工艺条件、水质条件，同时最重要一点是兼顾经济成本。目前市场上较为常见成本低廉的药剂主要为聚合氯化铝、聚合硫酸铁、三氯化铁、熟石灰（氢氧化钙）。下面就这几种药剂在应用中的反应机理进行分析。
化学除磷药剂添加时在水体中的反应与所需条件如下：
1.铝盐的混凝沉淀
主反应：
Al3+ + PO43-＝AlPO4↓
副反应：
Al3＋＋3HCO3－＝Al(OH)3↓＋3CO2
在pH为6.0—6.5的条件下，每1mol的磷需要加铝1.5-3.0 mol。如果水显碱性，在加铝之前应先降低pH以减少Al(OH)3沉淀。对磷含量为2-5mg/L左右的二级处理水，通过投加100-250mg/L的聚合氯化铝（[Al2(OH)nCl6-n]m）就可以得到90％以上的磷去除率。
2.铁盐的混凝沉淀
主反应：
Fe3＋＋PO43-＝FePO4↓
副反应：
Fe3＋＋3HCO3-＝Fe(OH)3↓＋3CO2
当pH=5-5.5时，每1mol磷需要加铁（Fe3+) 1.5-3mol，最佳PH为5.0。对磷含量为2-5mg/L左右的二级处理水，通过投加80-150mg/L的聚合硫酸铁（ [Fe2(OH)n(SO4)3-n/2]m)就可以得到90％以上的磷去除率。
3.石灰的混凝沉淀
5Ca2+ + 4OH- + 3HPO42-＝Ca5OH(PO4)3 + 3H2O
为使磷的去除率达到90％以上，需要把pH值调到10.5-11.0以上。Ca/P的重量比为2.2:1以上。
沉析过程中，对于不溶解性的磷酸钙的形成起主要作用的不是Ca2+，而是OH-离子，因为随着pH值的提高，磷酸钙的溶解性降低，采用Ca(OH)2除磷要求的pH值为8.5以上。但在pH值为8.5到10.5的范围内，除了会产生磷酸钙沉析外，还会产生碳酸钙，这也许会导致在池壁或渠、管壁上结垢。
其反应式：Ca2++CO32-→CaCO3↓；
与钙进行磷酸盐沉析的反应除了受到PH值的影响，另外还受到碳酸氢根浓度(碱度)的影响。在一定的PH值惰况下，钙的投加量是与碱度成正比的。
对于软或中硬的污水，采用钙沉析时，为了达到所要求的PH值所需要的钙量是很少的，具有强缓冲能力的污水相反则要求较大的钙投加量。
金属氢氧化物会形成大颗粒的絮凝体，这对于沉析产物的絮凝是有利的，同时还会吸附胶体状的物质、细微悬浮颗粒。
沉析效果是受PH值影响的，金属磷酸盐的溶解性同样也受PH的影响。对于铁盐最佳PH值范围为5.0-5.5，对于铝盐为6.0-7.0，因为在以上PH值范围内FePO4或AlPO4的溶解性最小。另外使用金属盐药剂还会给污水和污泥处理带来益处，比如会提升污泥的沉降指数，有利于沼气脱硫等。
投加金属盐药剂后相应会降低污水的碱度，这也许会对净化产生不利影响。当在同步除磷工艺中使用三氯化铁时，必须考虑对硝化反应的影响。
另外，如果污水处理厂污泥用于农业，使用金属盐药剂除磷时必须考虑铝或者铁负荷对农业的影响，以及劣质除磷药剂所带来的重金属污染。

Ⅳ 工业废水处理中，总氮指标超标应该如何处理

工业废水总氮超标大多数存在于污水处理厂的生化出水阶段，在污水处理厂的前段，有机氮通过氨化的方式变为氨氮，氨氮再通过微生物硝化的方式变为硝态氮，但是在硝态氮进一步反硝化变为氮气的过程中，往往受限于传统生化的效率而无法转化，导致出水总氮超标。下面“上海甘度环境”小编介绍一下，总氮超标都有哪些原因，应该如何解决。
1、总氮超标可能是因为水中的碳源不足所导致的情况，在总氮超标时需要检测一下水中的COD的进出水指标是多少，一般总氮和COD“C:N:P=100:5:1”，COD中含有多少BOD？BOD约等于0.7*COD值。通过以上的方式算出水水碳源是否足够，如何不足，那么就考虑补充碳源问题。如果是不足那么就需要考虑补充碳源了。目前碳源有面粉或者葡萄糖或者甲醇做为碳源，由于每个所含碳源的量不同，所投加的具体数量也需要计算好。
2、总氮超标需要考虑废水在池子中的停留时间是否充足，如果水停留的时间不充足，那么导致生化反应不能有效进行，也会出现总氮偏高的情况。水停留的时间最佳是7-8个小时为最佳的时间，具体如何算停留时间可以咨询“上海甘度环境”。
3、在以上情况都不是的前提下就需要考虑，池子中的生化性的问题了，池子的生化性不好那么池子对废水的处理能力就是非常的有限。如何判断生化性，就非常简单了，直接测试进水有机氮和出水有机氮的多少，通过数据对比就可以判断废水经过生化池的生化性问题了。
4、如果工艺系统存在着缺陷也会出现总氮处理不好的问题。我们就遇到过客户是AO系统，上面的情况都实验了还是处理不好。通过咨询我们，我们通过一一询问知道客户原来是没有打回流，如果废水没有打回流，那么亚盐和硝酸盐就处理不好，脱总氮也不能进行。

Ⅵ 污水处理厂生化池中硝态氮如何测定

国标法使用酚二磺酸测定水质中的硝态氮。
原理:
NO3-在无水条件下与酚二磺酸试剂作用，生成硝基酚二磺酸。
C6H3OH(HSO3)2+NO3-=C6H2OH(HSO3)2NO2+OH-
2，4-酚二磺酸 6-硝基酚-2，4-二磺酸
生成物在酸性介质中无色，碱化后则为稳定的黄色盐溶液，可在400-425nm处比色测定。

试剂配制:
(1）酚二磺酸显色剂：将3g结晶纯酚与20.1ml浓H2SO4（比重1.84）混合，在沸水浴上加热6小时，加热时瓶口用带长玻管的塞子塞住，以使酸不致于蒸发损失（如有结晶，可以重新加热，不能加水）。
(2）20%NaOH溶液：20gNaOH加水溶解，稀释至100ml。
(3）硝态氮标准溶液：0.7218gKNO3（A•R）溶于水，定容至1L。此溶液每毫升含硝态氮100μg（100mg/kg）。再将此液稀释10倍，即每毫升含硝态氮10μg（10 mg/kg ）。
(4）硝态氮标准曲线绘制：分别取10μg /ml硝态氮标准液2、4、6、8、10、12ml（分别为20、40、60、80、100、120μg）于瓷蒸发皿中，在水浴上蒸干，与待测液相同操作进行显色，比色，绘制标准曲线。

前期蒸发可考虑用电炉加石棉网加热[防止沸腾造成损失]，快要蒸干时应放在较低温度下蒸干以防化合物变性损失。

Ⅶ 国家规定水中硝酸盐氮含量标准是多少

20毫克/升。

我国饮用水硝酸盐项目旧标准规定为20毫克/升（GB5749—85），2006年的新标版准修订为10毫克/升（与美国权相同），考虑到全国各地的具体情况，又特别规定在使用地下水等条件受限时可放宽至20毫克/升。

(7)工业废水硝态氮一般多少扩展阅读：

注意事项：

为了解水受污染程度和变化情况，需对水样进行紫外吸收光谱分布曲线的扫描，如无扫描装置时，可用手动在220～280 nm、每隔2～5 nm测量吸光度，绘制波长－吸光度曲线。水样与近似浓度的标准溶液分布曲线应类似，且在220 nm与275 nm附近不应有肩状或折线出现。

水样采集后应及时进行测定，必要时应加硫酸使pH＜2。保存在4℃以下，在24 h内分析。

含有有机物的水样，而且硝酸盐含量较高时，必须先进行预处理后再稀释。

当水样中含有Cr6+时，絮凝剂应采用氢氧化铝，并放置0.5 h以上再取上清液供测定。

Ⅷ 如何处理工业废水中总氮

硝化液回流进行前置反硝化工艺硝化液回流至前端缺氧区，同时投加碳源，通过反硝化菌将硝基氮进行反硝化转化为氮气，无需新增处理设施，无需新增占地，仅需在现有的好氧段的末端安装内回流泵，将硝化液回流至前置反硝化区。此方案从理论上可行，但存在如下问题：1) 如需将总氮达到一级A标，需将硝基氮降至10mg/L以下，通过计算，硝化液回流比将在150-200%，即2倍于进水水量的富含溶解氧的硝化液（DO约4mg/L）回流至缺氧段将直接改变缺氧段的溶解氧环境（0.2mg/L≤DO≤0.5mg/L），影响反硝化效率的一个重要指标即严格的缺氧环境，如此大的回流比导致的溶氧升高和缺氧停留时间减少将会严重影响反硝化效率和反应时间，进而出水总氮无法达到很低的水平，但减少回流比则无法完成总氮的反硝化数量，亦会影响出水总氮达标。2) 如进行反硝化反应，反硝化菌必定会利用一定的碳源，从进水C/N比和出水的C/N比分析，该厂如进行反硝化需补加碳源，如在前端补充甲醇作为碳源，则存在反硝化菌和其他菌种的竞争关系，从微生物学的角度分析，反硝化在此条件下并非优势菌种，因此前端投加的大量碳源会被浪费，导致运行费用升高，如过量补充则又会导致后端处理负荷的增加。根据不同水质需求对生化脱氮的不同环节进行设计与优化，比如IDN-BMP总氮去除装备就是从反硝化阶段入手，加强菌种的选择与驯化，优化反应器结构，从而增强反应器的的脱氮效率。

Ⅸ 氮同位素及地下水的氮污染

4.4.1.1 氮在地下水中的存在形式及转化

氮是一种生物活性元素，在许多对生命活动有重要影响并且影响地下水质的反应中都有氮的参与。当氮以氨氮、亚硝酸盐氮及硝酸盐氮存在于地下水中时，可构成对饮用水的污染，即所谓的“三氮”污染。“三氮”污染对人及生物体有很大的危害，当水中的浓度高于10 mg/L时，它会影响婴儿血红蛋白的携氧能力。硝酸根与人体中致癌的亚硝胺化合物的形成有关，当以铵离子形式存在时，它对水生生物是有毒的，并且会消耗水中的氧。

硝化及反硝化作用是氮在自然界中转化的两种常见形式。硝化作用是指，在有氧环境下，通过氧化作用转化为硝酸根，这时N从负三价变为正五价：

水文地球化学

除了溶解N₂以外，在大部分地下水中，硝酸根是氮最稳定的存在形式，当然，也可能存在少量的过渡态亚硝酸根（，化合价为正三价）。硝酸盐的溶解度很大，在水中没有实际受限制的硝酸根浓度。降低硝酸根污染的方法主要有稀释和反硝化两种。其中，反硝化作用主要在缺氧及存在有机质基质的条件下进行，当以CH₂O表示一般的有机质时，反硝化作用表示为：

水文地球化学

反硝化作用一般通过反硝化细菌来进行，当不存在有机碳时，其他的电子给体如Mn²⁺、Fe²⁺、硫化氢和甲烷也可用来进行反硝化作用。

氮同位素是示踪地下水“三氮”污染并对地下水系统中氮的转化进行研究的重要工具之一。随着对硝酸根中¹⁸O含量进行测定成为可能，在地下水氮污染研究中使用同位素示踪氮循环及氮化合物的转化越来越受到了人们的重视（Amberger和Schmidt，1987）。¹⁵N和¹⁸O的联合使用提供了一种新的工具，使得人们能够区分不同的硝酸根来源，确定反硝化过程，并且对土壤-水系统中的氮均衡进行分析。

4.4.1.2 不同来源的¹⁵N和¹⁸O特征

由于¹⁵N是以大气氮为标准进行标记的，因此对于大气起源的氮，其δ¹⁵N₂=0‰（AIR）。氮在有机物中的固化只使¹⁵N发生了微小的同位素分馏，在新鲜有机物中，δ¹⁵N降低了1‰～5‰（Létolle，1980），使用N₂制造尿素也伴随着¹⁵N的少量分馏。图4-41给出了各种来源的¹⁵N和¹⁸O成分，图中还表示出了反硝化作用过程中¹⁵N和¹⁸O成分的变化趋势。

图4-4-1 各种来源的同位素成分

硝酸盐的¹⁸O成分提供了另一种研究起源的方法。实验研究成果表明，在生物起源的硝酸盐中，只有一个氧原子来自于大气氧，其他两个氧原子则来自于水（Holloch-er，1984）。与大气氧相比，水的¹⁸O显著贫化，这与合成化肥中的硝酸盐形成明显对照，它的氧原子主要来自于大气氧。由于氧原子的来源明显不同，因此在“天然”和“合成”硝酸盐中，其同位素成分有明显的差别（图4-4-2）。

在天然条件下浅层地下水多为中性介质和氧化环境，这时硝态氮是浅层地下水中溶解氮的主体。据统计，天然条件下我国浅层地下水硝态氮浓度为4.4 mg/L，δ¹⁵N≤+5‰。这个天然背景值是判识浅层地下水是否受到氮污染的客观标准（王东升，1997）。

污染使浅层地下水中溶解氮的存在形式和浓度发生显著变化。在被污染的近中性和碱性浅层地下水中，铵态氮和硝态氮浓度可分别高达12×10³mg/L和2.3×10³mg/L。根据王东升（1997）的资料，我国北方地区受污染浅层地下水的硝态氮浓度和δ¹⁵N特征值为：受粪肥污染者，硝态氮浓度为20～70 mg/L，δ¹⁵N值为+10‰～+20‰；受化肥或者工业废水污染者，硝态氮浓度为30～60 mg/L，δ¹⁵N值为-2.0‰～+5.0‰；受生活污水和垦殖土污染者，硝态氮浓度为10～50 mg/L，δ¹⁵N值为+3.0‰～+10.0‰。受氨挥发影响的地下水，其δ¹⁵N值可升高+20‰。受反硝化作用影响的地下水，其δ¹⁵N值的升高伴随着硝态氮浓度将下降。

图4-4-2 加拿大Cambridge地区一个化粪池下部地下水中的δ¹⁵N分布

可见，氮同位素是示踪研究氮污染源的重要标记，粪肥污染具有高硝态氮浓度和高δ¹⁵N值的双高特征；化肥或工业废水污染具有高硝态氮浓度和低δ¹⁵N值特征；生活污水和垦殖土污染具有中等硝态氮浓度和中等δ¹⁵N值特征；受反硝化作用影响时δ¹⁵N值和硝态氮浓度成反比。

4.4.1.3 实例分析

【例1】加拿大安大略省南部Cambridge地区化粪池泄漏物对地下水的污染。Aravena等（1993）研究了加拿大安大略省南部Cambridge地区一个化粪池下部地下水的硝酸盐污染问题（图4-4-3）。该区地下水受到了化肥与化粪池泄漏物的双重影响，氮的区域性输入包括NH₄NO₃肥料、粪肥和土壤有机氮，浅层地下水的硝酸盐背景浓度为160 mg/L，δ¹⁵ N值为4.6±0.8‰，主要是由于施用化肥而引起的。化粪池中的通过生物体（人类）的分解代谢作用，其中的¹⁵ N有明显富集，它们在浅层地下水中被氧化，形成的硝酸盐浓度在100～200 mg/L之间，与当地浅层地下水硝酸盐的背景浓度相当，因此仅根据硝酸盐浓度资料是无法对化粪池氮与化肥氮进行区分的。但地下水中硝酸盐的δ¹⁵ N资料则清楚地勾画出了化粪池泄漏物的污染范围，由图442可以看出，在剖面上，受污染地下水的δ¹⁵ N值显著地高于该区的背景值。

【例2】在德国北部的汉诺威城，饮用水的供给主要依赖于地下水，大部分的地下水来自于松散的第四系含水层——Fuhrberger Feld含水层，其优质地下水的开采量约为18×10⁶ m³/a。但是人们担心该地区地下水的质量不能长期保持下去，这是由于区内有大量的农业活动，它们对地下水的硝酸盐输入量高达200 mg/L。有趣的是，在过去的几十年中，地下水水中的含量保持在2 mg/L以下，但浓度则从80 ppm增加到了280 ppm（图4-4-3）。

图4-4-3 Fuhrberger Feld含水层系统的地球化学演化

Böttcher等（1992）对这一问题进行了研究，他们认为造成这种现象的原因是含水层中主要以黄铁矿为基质的反硝化作用。在这一作用过程中，黄铁矿被氧化的同时，它本身被还原（反硝化），因此地下水中的浓度随着深度的增大而减小，浓度则随着深度的增大而增加（图4-4-3）。残留的同位素成分表明含水层中的确发生了反硝化作用，因为中的δ¹⁵N和δ¹⁸O值同步增大（图4-4-4）。

图4-4-4 Fuhrberger Feld含水层中的反硝化作用

Ⅹ 污水出水硝态氮高怎么办

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