1· 氨氮的來源及危害
    水中氨氮的來源主要為生活污水中含氮有機物受微生物作用的分解產物、某些工業廢水，如焦化廢水和合成氨、化肥廠廢水、農田排水、養殖水中過剩飼料及過度施肥等［1］。大量的氨氮廢水直接排入水體會造成水體富營養化［2 － 3］，導致水草、藍藻等生物大量繁殖，破壞生態平衡，引發系列環境問題，嚴重危害生態安全。在好氧條件下，亞硝化菌、硝化菌會將水體中的氨氮氧化成硝酸鹽和亞硝酸鹽，對飲用水和水產生物產生很大危害［4］。
    2· 氨氮處理技術
    由于氨氮廢水難于處理，對環境危害大，因此氨氮廢水處理技術一直是國內外研究熱點。目前，國內外高濃度氨氮廢水處理技術按處理方式和原理不同，主要可以分為生物法、物理化學法和多種技術聯合使用。
    2． 1 生物法
    生物法是利用微生物的生命活動，通過氨化、硝化、反硝化等一系列反應使廢水中的氨氮最終轉變為無害的氮氣排放。主要包括傳統生物硝化反硝化技術、同步硝化反硝化技術、短程硝化反硝化技術、厭氧氨氧化技術等。
    2． 1． 1 傳統生物硝化反硝化技術
    傳統生物硝化反硝化技術包括硝化和反硝化兩個階段。硝化過程是指硝酸鹽和亞硝酸鹽菌在好氧條件下，將氨氮氧化成硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮; 反硝化過程是指在缺氧條件下，反硝化菌將硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮還原成氮氣，從而達到去除氨氮的目的。由于硝化細菌和反硝化細菌對生長環境需求不同，因此在生物法處理工藝中，硝化和反硝化過程往往在兩個不同的反應器內或同一反應器的不同階段進行。傳統生物硝化反硝化技術中較為成熟的工藝有A/O 法、A2 /O 法、接觸氧化法、SBＲ 序批式活性污泥法等。它們具有出水水質穩定，操作簡單，成本低等優點。但也存在一些弊端，比如對于低碳氮比廢水，需要外加碳源，使運行費用增加; 而在處理高濃度氨氮廢水時，高游離氨對硝化細菌有抑制作用，從而導致出水水質難以達標，此外，傳統的生物硝化反硝化技術還存在能耗大、處理周期長、易引起二次污染等缺點。
    2． 1． 2 同步硝化反硝化技術
    同步硝化反硝化( SND) 技術是指硝化與反硝化過程在同一個反應器中同時進行。廢水中溶解氧受擴散速率的限制，在微生物絮體或生物膜表面濃度較高，好氧硝化細菌和氨化細菌占優勢，越深入微生物絮體或生物膜內部，溶解氧濃度就越低，形成缺氧區，利于反硝化細菌的生長繁殖，從而為實現同步硝化反硝化提供了條件。周丹丹等［5］利用SBＲ反應器，研究了溶解氧( DO) 和有機碳源( COD) 對同步硝化反硝化脫氮的影響。研究表明，同步硝化反硝化脫氮最適DO 范圍在0． 5 ～ 0． 6mg /L，總氮的去除率隨著COD/N( 碳氮比) 的增加而增加，當COD/N 為10． 05 時，總氮去除率最高可達70． 39 %。張靜蓉等［6］通過實時控制策略和低溶解氧水平下分段投加碳源控制策略，成功實現并穩定維持了短程硝化反硝化和同步硝化反硝化生物脫氮。榮宏偉等［7］利用序批式生物膜反應器( SBBＲ) 對城市污水進行同步硝化反硝化生物脫氮處理，研究發現: 溶解氧是影響序批式生物膜反應器實現同步硝化反硝化的一個重要因素，溶解氧在2． 8 ～4． 0mg /L 的范圍內，可以取得較好的同步硝化反硝化效果，總氮去除率可達67%以上。
    2． 1． 3 短程硝化反硝化技術
    短程硝化反硝化技術是指在同一個反應器中，氨氧化細菌先在有氧的條件下將氨氧化成亞硝酸鹽，然后在缺氧條件下，反硝化細菌以有機物或外加碳源作為電子供體，將亞硝酸鹽轉變為氮氣。范美霖等［8］將短程硝化細菌接種到生物膜反應器( MBＲ) 上，將反硝化細菌接種到上流式厭氧生物濾池( AF) 中，構建了生物強化的MBＲ － AF 短程硝化反硝化工藝，研究發現，在30℃下，隨運行時間增加，總氮去除率也隨著升高，最高可達90% 以上。梁小玲等［9］采用氣升環流生物反應器建立全程同步硝化反硝化( SND) 體系，通過提高進水pH 值從而增加反應器中游離氨( FA) 濃度，可以實現全程SND 向短程SND 的轉變，結果表明: 短程SND 過程的平均總氮去除速率為0． 11mg·L － 1·min － 1 ，總氮去除率為71． 9%。
    2． 1． 4 厭氧氨氧化技術
    厭氧氨氧化技術是指在缺氧或厭氧條件下，微生物以氨氮為電子受體，以亞硝酸鹽或硝酸鹽為電子供體，將NH +4 、NO －2或NO －3轉化成氮氣的過程。陳旭良等［10］采用厭氧氨氧化工藝( ANAMMOX) 處理味精廢水，總氮容積去除負荷可達457mg L － 1·d － 1 ，高于傳統硝化反硝化工藝。朱杰等［11］采用厭氧氨氧化工藝對高濃度養殖廢水經UASB － 短程亞硝化工藝處理后的出水進行脫氮處理研究，結果表明: 當進水氨氮負荷處于0． 2kg ( m3·d) 左右，水力停留時間( HＲT) 為2d， pH 值為7． 50 左右，溫度為30℃，不需投加有機碳源，最終氨氮去除率能達到85% 以上，系統運行效果良好，具有重現性。
    2． 2 物理化學法
    物理化學法是利用物理和化學的綜合作用使氨氮廢水得以凈化。主要包括吹脫法、折點氯化法、離子交換法、磷酸銨鎂沉淀法等處理技術。
    2． 2． 1 吹脫法
    吹脫法是通過加入堿調節pH 值，使離子氨( NH +4) 轉為游離氨，再通入蒸汽或空氣進行解吸，將氨從水相轉入氣相，從而達到去除氨氮的目的。低濃度氨氮廢水通常在常溫下用空氣吹脫，而高濃度氨氮廢水，如: 化肥、石油化工、煉鋼、有色金屬冶煉、有機化工等行業廢水則常用蒸汽進行吹脫。傅金祥等［12］采用吹脫法處理垃圾滲濾液，結果表明，氨氮的去除率隨pH 值、氣液體積比、反應時間、溫度的增加而上升;pH 值為11，吹脫時間為60min，氣液體積比為360: 1，溫度為40℃的條件下，吹脫法對垃圾滲濾液氨氮去除效果最好。張利文等［13］采用吹脫法處理包頭市稀土行業高濃度氨氮廢水，研究表明，溫度和進水流量會對吹脫效果造成影響，當進水氨氮濃度大于18000 mg /L 時，控制出水流量為1． 00 m3 /h、出水溫度為27． 0℃ 時，出水氨氮濃度為10． 1 mg /L，可以達到《污水綜合排放標準》( GB8978 － 1996) 中的一級標準限值。陳建［14］對西安市江村溝垃圾填埋場的高濃度氨氮的垃圾滲濾液進行了吹脫試驗研究，結果表明，在水溫高于20℃，風量為960m3 /h，pH 值為10． 5，氣水比為4000 的條件下，氨氮的去除效率可達到94． 0% ，經吹脫處理后的垃圾滲濾液中的氨氮濃度滿足后續生物處理的營養比例要求，是垃圾滲濾液處理中可行的預處理工藝。超聲技術與吹脫技術相結合處理氨氮廢水是一種新工藝，郭少華［15］通過實驗分析了顏料廢水中氨氮的濃度、超聲時間、超聲功率、超聲頻率及吹脫時間等因素對降解的影響。結果表明，當超聲功率為100W，超聲頻率為40 Hz，超聲時間為20 min、吹脫時間為150min 時，顏料廢水中氨氮的去除率最佳。
    吹脫法處理氨氮廢水的優點在于氨氮去除效果穩定，操作過程簡單，但也存在吹脫效率有限，受環境因素影響大，動力消耗大，運行成本高，塔板易堵塞以及調整pH 時藥劑消耗量大等缺點，還需考慮氨氮排放帶來的二次污染問題。
    2． 2． 2 折點氯化法
    折點氯化法是向廢水中通入足量氯氣或投加次氯酸鈉，將氨氮氧化成無害氮氣。當氯氣通入量達到某一點時，水中游離氯含量最低，氨的濃度降為零。若繼續通入氯氣，水中的游離氯就會增多。因此，將該點稱之為折點，該狀態下的氯化稱為折點氯化。黃海明等［16］采用折點氯化法去除稀土冶煉廢水中的氨氮，當pH 值為7，Cl /NH +4為7: 1 時，反應10～ 15 min，廢水中NH +4 － N 去除率達98%。
    折點氯化法氨氮去除率高，處理效果穩定，不受水溫影響，但存在加氯量大，處理費用高、副產物氯胺和氯代有機物會造成二次污染等缺點。在實際應用過程中，后續還需要消耗大量堿試劑來中和產生的酸，從而增加了出水中總溶解性固體的含量，因此折點氯化法一般適用于給水或飲用水深度脫氮處理，不適合處理大量高濃度氨氮廢水。
    2． 2． 3 離子交換法
    離子交換法是利用離子交換劑( 不溶性離子化合物) 內的可交換離子與溶液中的同性陽離子( NH +4) 進行交換反應，把大量的NH+4都吸附到不溶性離子化合物表面，從而實現氨氮的去除。常用的離子交換劑有沸石、膨潤土和活性炭等。李海鵬等［17］的研究表明無機酸改性沸石對水中的氨氮的去除率，不僅受到改性劑pH 值的影響，而且還受改性所用無機酸種類的影響，并非所有的無機酸對沸石改性都能提高沸石對水中氨氮的吸附性能。佟小薇等［18］的研究表明利用無機鹽改性沸石時，NaCl 改性沸石對氨氮吸附效果最好，在NaCl 濃度為150g /L，改性時間為18h 條件下，改性沸石對氨氮吸附量可達887． 35mg /kg，為天然沸石的3． 84 倍。劉通等［19］試驗發現，經鹽( NaCl) 改性的沸石對氨氮有較高的去除率，對于氨氮濃度為4． 43mg /L 的水源水，在粒徑0． 8 ～1． 7mm、溫度25℃的條件下，經15min 接觸，氨氮濃度可降至0． 3mg /L，去除率可達93． 2%。鄭越等［20］的研究發現，粉煤灰對氨氮的吸附容量隨著水中NH +4 － N 濃度的增加而增大，NH +4 － N 濃度在500 mg /L 下，粉煤灰對氨氮的吸附容量最高值達0． 678 mg /g。
    2． 2． 4 磷酸銨鎂沉淀法
    磷酸銨鎂沉淀法( MAP 法) 是通過向廢水中投加鎂鹽和磷酸鹽，在堿性條件下生成磷酸銨鎂結晶沉淀，從而去除水中的NH +4 － N。反應化學方程式如下:Mg2 + + NH +4 + PO3 －4 + 6H2O→MgNH4PO4·6H2O↓將所得的磷酸銨鎂固體進行酸溶、熱解等處理，可以將MAP 轉變MgHPO4( MHP) ，制得的MgHPO4可以用來重復吸附氨氮，從而實現“吸附－ 解吸再生－ 再吸附”的循環過程。Shigeru Sugiyama 等［21］研究發現MAP 在加熱過程中會生成MHP 和焦磷酸鎂( Mg2P2O7) ，氨氮的去除能力: MgHPO4 ＞Mg3( PO4)2 ＞ Mg2P2O7，MHP 是氨氮去除的關鍵物質。ZhangShujun 等［22］用加酸浸漬法，將MAP 轉變為MHP，實現MAP的重復利用，前五次的氨氮去除率均在98% 以上。YuＲongtai 等［23］在MAP 熱解后增加一個酸解過程，將Mg2P2O7和Mg3( PO4)2中的鎂鹽和磷酸鹽釋放出來，氨氮去除率在80%以上，比直接熱解氨氮去除效果好。王昊等［24］提出了以Ca( OH)2代替NaOH 為pH 調節劑處理氨氮廢水的方法。
    磷酸銨鎂沉淀法處理氨氮廢水具有反應迅速、工藝簡單、不受溫度和水中毒素影響、去除率高的優點，適合高濃度廢水的處理。但該方法需要投加大量的磷酸鹽和鎂鹽藥劑，還需要添加氫氧化鈉來調節pH，成本較高，生成的MAP 再生手段較為苛刻，不適合工業應用，因此尋求廉價的沉淀劑、優化再生手段一直都是磷酸銨鎂沉淀法處理氨氮廢水需要解決的關鍵問題。
    2． 3 多種技術聯用
    單一的氨氮處理技術往往達不到理想的效果，采用兩種或兩種以上的處理技術可以彌補單一方法的不足。王歡等［25］采用SBBＲ 反應器進行短程硝化反硝化－ 厭氧氨氧化聯合處理豬場廢水，研究發現，采用短程硝化反硝化技術對低碳氮比養豬廢水進行預處理，可為后續厭氧氨氧化創造良好的進水條件; 經預處理后的廢水厭氧氨氧化脫氮效果顯著，氨氮、亞硝鹽氮和總氮的平均去除率分別為91． 8%、99．3%、84． 1%，廢水中殘留有機物未對厭氧氨氧化效果產生明顯影響。黃軍等［26］采用高效吹脫法加折點氯化處理某化工生產企業廢水，進水NH3 － N 質量濃度為1200 mg /L，出水NH3 － N 質量濃度小于15 mg /L，可達污水綜合排放標準( GB8978 1996) 一級排放標準。袁春博等［27］首先采用磷酸銨鎂沉淀法對西安市江村溝垃圾滲濾液進行預處理，降低其中的高濃度氨氮，同時適量引入一些磷元素，以滿足微生物生長所需; 然后利用SBＲ 法處理經磷酸銨鎂沉淀處理的垃圾滲濾液。結果表明，NH +4 、Mg2 +、PO3 －4的投配比( N: Mg: P) 為1:0． 4: 0． 4 時，MAP 沉淀法與SBＲ 相結合處理城市生活垃圾滲濾液效果最佳，其中CODCr去除率約為75%，NH3 － N 去除率約為90%，TP 去除率約為70%。
    3· 結語與展望
    總體而言，氨氮廢水處理的各種工藝技術，都有各自的優勢與不足。生物法出水水質較穩定，運行成本低，便于管理，但運行周期長，脫氮效率低，易受進水水質和環境因素影響，還易造成二次污染，適用于大規模的低氨氮廢水處理工程。物化法脫氮速率快，氨氮去除率高，但投資和運行費用較高，一般適用于高濃度氨氮廢水的預處理。
    高濃度氨氮廢水，比如垃圾滲濾液、焦化廢水、稀土冶煉廢水等，成分復雜，廢水性質差異較大，直接采用單一的生物處理技術或物理化學技術都難以取得良好的氨氮去除效果，水質排放難以達標。因此，多種脫氮技術聯用將是高濃度氨氮廢水處理研究的一個發展趨勢，而多種技術聯用需要充分考慮多種技術的銜接，必須對進水水質、各工藝流程處理后的出水水質以及各工藝流程對進水水質要求進行深入的系統分析，以便實現多種技術的銜接，達到理想的氨氮去除效果。