【正文】 過對不同實驗條件的控制、不同材料之間的優(yōu)化組合，以達到找尋出對于去除污水中氨氮具有較好應用前景的技術方法的目的。因此，擴大硅藻土在環(huán)保領域的應用范圍是非常有必要的。同時，硅藻土本身具有大量且有序排列的微孔結構，具有很大的比表面積，具有很強的吸附能力以及較大的吸附容量，因此硅藻土是天然的納米 材料，能夠吸收自身 3~4 倍的質量的其他物質。由于其具有隔音、隔熱、漂泊等特點，在上世紀 50 年代，被廣泛地用于生產保溫材料、輕質磚、有機溶劑載體等領域。 （ 3）硅藻土 硅藻土，在我國資源十分豐富。由于其具有較高的比表面和孔隙率，因此具有較高的吸 附性能。加上陶瓷材料本身特有的耐腐蝕、耐高溫以及較高的化學穩(wěn)定性和硬度，使得多孔陶瓷材料在過濾、凈化分離、催化劑載體、生物材料、減震、保溫等領域有著廣泛的應用。 （ 2）多孔陶瓷 多孔陶瓷材料，是一種新型的陶瓷材料，是一種經(jīng)過高溫煅燒，在形成于燒結過程中在材料內部形成大量氣孔的新型陶瓷材料。這些特點決定了活性炭在環(huán)境保護、醫(yī)藥、農業(yè)、交通等諸多方面為人類社會的發(fā)展做出了巨大貢獻。傳統(tǒng)的活性炭吸附材料主要包括粉末活性炭和顆粒活性炭。 （ 1）活性炭 活性炭是目前生產生活中應用范圍最廣的吸附材料之一。 本課題研究的目的、內容和意義 本課題研究的目的和意義 吸附法作為處理廢水中氨氮的重要手段，在實際生活中得到了廣泛的應用。但是厭氧氨氧化細菌對溶解氧濃度敏感，而且生長速度緩慢，對操作條件要求較高。 （ 4）厭氧氨氧化 厭氧氨氧化法（ ANAMMOX）是指在厭氧條件下，微生物直接將 NH4+、 NO NO3轉變成 N2的生物氧化過程 [17]。 短程硝化反硝化工藝不需要外加碳源、反應時間短、污泥產量低且能耗較低，占地面積小，運行費用低于傳統(tǒng)脫氮工藝。 （ 3）短程硝化反硝化法 短程硝化反硝化就是將硝化過程控制在亞硝酸鹽（ NO2）階段，不經(jīng)過氧化二直接進行反硝化過程。微生物理論則是某些特殊微生物種群的存在可以使同步硝化反硝化的發(fā)生，這些微生物種群不僅可以在好氧條件下 進行反硝化反應，而且可以在缺氧條件下發(fā)生硝化反應 [16]。 宏觀環(huán)境理論是指由于曝氣分布的不均勻性使得反應器內形成好養(yǎng)段、缺氧段或厭氧段，即生物反應器的宏觀環(huán)境。 （ 2）同步硝化反硝化（ SND） 6 同步硝化反硝化（ SND） [1315]，是指在同一個反應器中同時發(fā)生硝化和反硝化反應。 目前的脫氮工藝都是將反應器分為好 氧 區(qū)和缺氧區(qū)（或厭氧區(qū)），在不同的反應器中分別進行硝化和反硝化反應。 目前，廢水脫氮技術最常用的方法就是聯(lián)合微生物的硝化和反硝化作用，進而達到生物脫氮的目的。 生物脫氮技術 （ 1）傳統(tǒng)生物脫氮技術 傳統(tǒng)生物脫氮技術是基于微生物的硝化和反硝化作用而產生的。 （ 9）吸附法 吸附法就是利用多孔性的固體材料，將廢水中的物質如氨氮等被吸附于吸附材料表面從而將廢水中的氨氮被去除的方法。被認為是目前最具有發(fā)展前景的脫氮技術之一。 反應過程如下： 4 2 22 3 3 3 5N H H O C l N C l H O H??? ? ? ? ? 4 2 21. 5 0. 5 1. 5 1. 5Na O Co l NH N Na Cl H O H??? ? ? ? ? 5 （ 7）催化反硝化 催化反硝化是以氫氣（ H2）為還原劑，在催化劑作用下，將硝酸氮（ NO3N）還原成無害的氮氣（ N2）的過程。 （ 6）折點加氯法 將過量的氯氣或次氯酸鈉加入廢水中，當達到某一臨界點時，廢水中的游離氯含量較低，氨氮含量接近于零；繼續(xù)通入氯氣或加入次氯酸鈉時，廢水中的游離氯含量開始上升。用于廢水脫氮的膜分離法主要有反滲透和電滲析兩種。目前已有的催化濕式氧化技術處理焦化廢水，氨氮的去除率可達 99％以上。該方法在操作條件適宜的情況下，氨氮去除率較高，最高可達 100％，但是耗電量大（以 COD 計耗電量為 55kwh/kg）。此方法工藝簡單，但藥劑消耗量較大，加大了污水處理成本。 沉淀物（ MgNH4P04 （ 2） 化學沉淀法 化學沉淀法應用于廢水處理開始于 20 世紀 60 年代，基本原理是通過向廢水中投加Mg 2+和 PO4 3，與廢水中的 NH4+發(fā)生化學反應生成難溶的復鹽 MgNH4P04但是塔內容易形成水垢，影響操作條件，降低氨氮的去除率。塔內填料或充填物可以通過浸潤表面或在整個塔內形成小水滴或生成薄膜來增加氣水接觸時間。 傳質推動力是氣體中氨的分壓與廢水中氨的濃度相當?shù)钠胶夥謮褐?。該法流程簡單，處理效果穩(wěn)定，但水溫低時吹脫效率低，不適合在寒冷的冬季使用。一般來說， pH 要控制在 ~；水溫應大于 10℃ ；水力負荷為 ~5m3/(m2. h)；氣水比為2500~5000m3/m3。先將廢水 pH 值調節(jié)至堿性，然后把廢水通過水泵引入吹脫塔內，通氣吹脫廢水中的游離態(tài)氨（ NH3）。吹脫法和汽提法可用于去除廢水中 高濃度氨氮 。 污染水體的重金屬主要有銅（ Cu）、鉛（ Pb）、汞（ Hg）、鉻（ Cr）、鎘（ Cd）以及類金屬砷（ As）等。 重金屬通過礦山開采、金屬冶煉、金屬加工及化工生產、化石燃料燃燒、農藥化肥和生活垃圾等人為污染源，以及地質侵蝕、風化等天然源形式進入水體 [10]。因此，必須采取能夠有效去除氨氮的措施，以改善飲用水的質量。氨氮污染的主 3 要危害可以歸納為： 1) 干擾正常水體的溶解氧平衡，進一步促使水質惡化； 2) 影響水源水質，增加水處理負擔； 3) 加速水體富營養(yǎng)化過程； 4) 部分含氮化合物（如亞硝胺）對人體和生物的 毒害作用； 5) 惡化水體感官，降低水體美學價值。 含氮化合物進行氨化和硝化過程后形成的硝酸鹽在缺氧、酸性的條件下，可還原形成亞硝酸鹽，進而形成亞硝胺。飲用水中硝酸鹽氮超過 500mg/L[8]時能引起腸胃障礙，能刺激膀胱的粘液層而出現(xiàn)尿頻和腹瀉癥狀 [9]。 氨氮常以游離態(tài)的氨或者銨根離子等形式存在于水體中，它是進入水體的含銨化合物或有機氮化合物經(jīng)微生物分解后的最終產物，在有氧存在的條件下，可進一步轉變?yōu)閬喯跛猁}和硝酸鹽。亞硝酸鹽氮不穩(wěn)定容易被還原成氨氮或氧化為硝酸鹽氮。它們的主要來源有：生活污水；農業(yè)生產中使用的化肥；植物秸稈、牲畜糞便以及制革、印染、食品加工等行業(yè)生產的工業(yè)廢水。自然界中的氨氮可分為有機氮和無機氮兩大類 [6, 7]。 水體富營養(yǎng)化的危害主要有 [5]： 1) 富營養(yǎng)化水體中的一些藻類釋放出腥味異臭，使水味變得腥臭難聞，并污染周圍空氣； 2) 降低水體的透明度，從而影響水體的感觀性能； 3) 影響水體的溶解氧，由于水體下層出于厭氧狀態(tài)，從而引起底層需氧生物的死亡以及觸發(fā)底泥中營養(yǎng)物質的釋放； 4) 富營養(yǎng)化水體的一些藻類能分泌藻毒素，危害水源地周圍的人畜； 5) 過量的藻類、厭氧產生的硫化氫和氨氮等、藻類分泌的藻毒素都能影響供水水質，并增加制水成本； 6) 對水生生態(tài)的造成破壞，破壞了富營養(yǎng)化水體的生態(tài)平衡。這種現(xiàn)象在江河湖泊中稱為 “水華 ”，在海洋中則稱為 “ 赤潮 ” [4]。 我國的水體污染主要有以下幾種情況： （ 1）水體富營養(yǎng)化 富營養(yǎng)化是指生物所需的氮、磷等無機營養(yǎng)物質大量進入湖泊、河口、海灣等相對封閉、水流緩慢的水體，在適宜的外界環(huán)境 (水域的物理化學環(huán)境 )因素綜合作用下，引起藻類及其它浮游生物 迅速繁殖，水體溶解氧量下降，水質惡化，魚類及其它生物大量死亡的現(xiàn)象。其中巢湖為 Ⅴ 類水質，太湖和滇池為劣 Ⅴ 類水質。主要污染指標為高錳酸 2 鹽指數(shù)、石油類和氨氮。 2021 年，我國七大水系的 197 條河流的 408 個監(jiān)測斷面中， Ⅰ ~Ⅲ 類， Ⅳ 和 Ⅴ 類水質的斷面比例分別為 ％， ％和 ％。監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示， 2021 年，全國廢水排放總量 億噸，比上年增加 ％。大量含有各種有毒有害物質的工業(yè)廢水和生活污水未經(jīng)處理或只經(jīng)過簡單的處理便排入天然水體，造成了水資源的嚴重污染。另一方面，水資源的污染狀況的日益加劇，進一步加劇了我國水資源短缺的問題。水資源的匱乏，成為了制約我國經(jīng)濟發(fā)展和人民生活水平提高的重要因素。 我國有 1/4 的地區(qū)處于嚴重缺水狀態(tài)，有 1/10 的地區(qū)人均水量低于基本生存線。 我國水資源總量雖然較多，但人均量并不豐富；而且地區(qū)分布不均，水土資源組合不平衡。 隨著我國城市化和工業(yè)化進程的加快，人民生活水平的不斷提高，用水需求量不斷加大。因此 水在自然環(huán)境中，對于生物的生存來說具有決定性的意義。s economic and industrial development, make water resources protection being more difficult. Water shortage and water pollution is a problem that should be solved in the environmental protection of our country. The water pollution in our country is mainly due to a variety of untreated or treated through simple industrial and domestic wastewater which contains toxic and hazardous substances discharged into natural water bodies. Water pollution is mainly divided into eutrophication, ammonia nitrogen pollution and heavy metal pollution. The water samples used in this paper was prepared by ammonium chloride solution in the laboratory. The residual ammonia content was measured by Nessler’Sreagent Spectrophotometric. We study the factors of the adsorbents including activated carbon, porous ceramic particles and diatomite which include the adsorbent dosage, pH and contact time etc. And determine the optimum conditions of the adsorbents. On the other hand, we explore the mechanism of adsorption and fit adsorption isotherms of adsorbents and kiic equations. The experimental results show that the optimal dosing proportion of activated carbon is 2 g/50 mL, and for porous ceramic particles is 9 g/50 mL and for diatomite is 4 g/50 mL under a temperature of 293 K and the conditions of ammonia concentration of 50 mg / L. The optimum reaction time was 1 h for activated carbon, h for porous ceramic particles and h for diatomite, respectively. The experiments of the effect of pH on the adsorption show that the adsorbents such as activated carbon, porous ceramic particles and diatomite were modified by hydrochloric acid and sodium hydroxide. Therefor under the conditions of acid and alkali the ammonia removal efficiency was higher than neutral conditions. At pH = and under the optimum conditions for each adsorbent, the ammonia removal were % for activated carbon, % for porous ceramic particles and % for diatomite, respectively. KEY WORDS: Activated Carbon, Porous Ceramic Particles, Diatomite, Adsorption, AmmoniaNitrogen III 目 錄 摘要 .....