阴离子交换树脂硝化

『壹』 用硝酸来硝化苯、甘油等在没有硫酸的情况下怎样进行

硫酸是用作催化剂，可以用强酸性阳离子交换树脂代替硫酸。

『贰』 污泥处理污水中如何去除氨氮

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。

去除氨氮的主要方法有：物理法、化学法、生物法。物理法有反渗透、蒸馏、土壤灌溉等处理技术；化学法有离子交换、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；生物法有藻类养殖、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。

折点加氯法处理后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，它是一类硅质的阳离子交换剂，成本低，对NH4+有很强的选择性,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值调节至碱性时，离子态铵转化为分子态氨，然后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碱生产作母液，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后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．生物法除氨氮

生物法去除氨氮是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/(kgMLS•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、后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；将脱氮池设置在缺氧池，降低运行费用；好氧池在缺氧池后，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，可减轻其后好氧池的有机负荷。此外，后置式反硝化系统，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。

常规生物处理高浓度氨氮废水是要存在以下条件：

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主要原理是NH4+、Mg2+、PO43-在碱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后，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，此反应将在强碱性溶液中生成比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。

『叁』 离子交换的水处理中的应用

EDI(Electro-de-ionization)是一种将离子交换技术、离子交换膜技术和离子电迁移技术(电渗析技术)相结合的纯水制造技术。该技术利用离子交换能深度脱盐来克服电渗析极化而脱盐不彻底,又利用电渗析极化而发生水电离产生H和OH离子实现树脂自再生来克服树脂失效后通过化学药剂再生的缺陷,是20世纪80年代以来逐渐兴起的新技术。经过十几年的发展,EDI技术已经在北美及欧洲占据了相当部分的超纯水市场。
EDI装置包括阴/阳离子交换膜、离子交换树脂、直流电源等设备。其中阴离子交换膜只允许阴离子透过,不允许阳离子通过,而阳离子交换膜只允许阳离子透过,不允许阴离子通过。离子交换树脂充夹在阴阳离子交换膜之间形成单个处理单元,并构成淡水室。单元与单元之间用网状物隔开,形成浓水室。在单元组两端的直流电源阴阳电极形成电场。来水水流流经淡水室,水中的阴阳离子在电场作用下通过阴阳离子交换膜被清除,进入浓水室。在离子交换膜之间充填的离子交换树脂大大地提高了离子被清除的速度。同时,水分子在电场作用下产生氢离子和氢氧根离子,这些离子对离子交换树脂进行连续再生,以使离子交换树脂保持最佳状态。EDI装置将给水分成三股独立的水流:纯水、浓水、和极水。纯水(90%-95%)为最终得到水,浓水(5%-10%)可以再循环处理,极水(1%)排放掉。图2表示了EDI的净水基本过程。
EDI装置属于精处理水系统,一般多与反渗透(RO)配合使用,组成预处理、反渗透、EDI装置的超纯水处理系统,取代了传统水处理工艺的混合离子交换设备。EDI装置进水要求为电阻率为0.025-0.5MΩ·cm,反渗透装置完全可以满足要求。EDI装置可生产电阻率高达15MΩ·cm以上的超纯水。 EDI装置不需要化学再生,可连续运行,进而不需要传统水处理工艺的混合离子交换设备再生所需的酸碱液,以及再生所排放的废水。其主要特点如下:
EDI的净水基本过程
·连续运行,产品水水质稳定
·容易实现全自动控制
·无须用酸碱再生
·不会因再生而停机
·节省了再生用水及再生污水处理设施
·产水率高(可达95%)
·无须酸碱储备和酸碱稀释运送设施
·占地面积小
·使用安全可靠,避免工人接触酸碱
·降低运行及维护成本
·设备单元模块化,可灵活的组合各种流量的净水设施
·安装简单、费用低廉
·设备初投资大 EDI装置与混床离子交换设备属于水处理系统中的精处理设备,下面将两种设备在产水水质、投资量及运行成本方面进行比较,来说明EDI装置在水处理中应用的优越性。
(1)产品水水质比较
EDI装置是一个连续净水过程,因此其产品水水质稳定,电阻率一般为15MΩ·cm,最高可达18MΩ·cm,达到超纯水的指标。混床离子交换设施的净水过程是间断式的,在刚刚被再生后,其产品水水质较高,而在下次再生之前,其产品水水质较差。
(2)投资量比较
与混床离子交换设施相比EDI装置投资量要高约20%左右,但从混床需要酸碱储存、酸碱添加和废水处理设施及后期维护、树脂更换来看,两者费用相差在10%左右。随着技术的提高与批量生产,EDI装置所需的投资量会大大的降低。另外,EDI装置设备小巧,所需厂房远远小于混床。
(3)运行成本比较
EDI装置运行费用包括电耗、水耗、药剂费及设备折旧等费用,省去了酸碱消耗、再生用水、废水处理和污水排放等费用。
在电耗方面,EDI装置约0.5kWh/t水,混床工艺约0.35kWh/t水,电耗的成本在电厂来说是比较经济的,可以用厂用电的价格核算。
在水耗方面,EDI装置产水率高,不用再生用水,因此在此方面运行费用低于混床。
至于药剂费和设备折旧费两者相差不大。
总的来说,在运行费用中,EDI装置吨水运行成本在2.4元左右,常规混床吨水运行成本在2.7元左右,高于EDI装置。因此,EDI装置多投资的费用在几年内完全可以回收。 EDI装置属于水精处理设备, 具有连续产水、水质高、易控制、占地少、不需酸碱、利于环保等优点, 具有广泛的应用前景。随着设备改进与技术完善以及针对不同行业进行优化, 初投资费用会大大降低。可以相信在不久的将来会完全取代传统的水处理工艺中的混合 。
控制氮含量的方法（4种）：生物硝化-反硝化（无机氮延时曝气氧化成硝酸盐，再厌氧反硝化转化成氮气）；折点氯化（二级出水投加氯，到残余的全部溶解性氯达到最低点，水中氨氮全部氧化）；选择性离子交换；氨的气提（二级出水pH提高到11以上，使铵离子转化为氨，对出水激烈曝气，以气体方式将氨从水中去除，再调节pH到合适值）。每种方法氮的去除率均可超过90%。

『肆』 离子交换池的水里负荷一般为多少

小城镇生抄活污水，流量大概1000M3/d、想用接触氧化结合脱氮除磷，基本构想是前端缺氧，然后好氧，然后再辅以化学除磷。缺氧池及好氧池都安装填料。查了一些资料，设计时基本上都是采用容积负荷来确定池子大小，但是缺氧池反硝化的容积负荷参数却没有，有没有哪位大侠知道此参数啊，跪求！

『伍』 甲苯的硝化反应能否按要求生成规定的产物

芳香族化合物硝化时,生成多种异构体。常规的甲苯一段硝化产物,随所使用的硝化剂及硝化条回件的不同,其邻硝基甲苯答(O一MNT)与对硝基甲苯(P一MNT)之比(O/P)在1 .41、1 .62之间变动t1〕。
对于硝硫混酸的硝化．降低反应温度可以增加P-MNT的生成量． 但却使：反应速度下降． 为了使P—MNT的生成量有显著增长，以无水强酸性离子交换树脂代替混酸硝化剂中的硫酸
HNO·+2ResSO，H=NO 十H 0+2ResSO 一 生成的NO； 与R sS0 a‘形成紧密离子对，从
而增大了进攻试剂的有效体积，由于空问位阻效应，可以有效地降低一硝产物中的O／P值[2-3]．在一定的反应条件下．可以使O／P值降至0．7以下

『陆』 含磷废水怎么处理

一、生物法

20世纪70年代美国的Spector发现,微生物在好氧状态下能摄取磷,而在有机物存在的厌氧状态下放出磷。含磷废水的生物处理方法便是在此基础上逐步形成和完善起来的。

目前,国外常用的生物脱磷技术主要有3种:

1、向曝气贮水池中添加混凝剂脱磷;

2、利用土壤处理,正磷酸根离子会与土壤中的Fe和Al的氧化物反应或与粘土中的OH-或SiO22-进行置换,生成难溶性磷酸化合物;

3、活性污泥法,这是目前国内外应用最为广泛的一类生物脱磷技术。

生物除磷法具有良好的处理效果,没有化学沉淀法污泥难处理的缺点,且不需投加沉淀剂。对于二级活性污泥法工艺,不需增加大量设备,只需改变运转流程即可达到生物除磷的效果。

但要求管理较严格,为了形成VFA,要保证厌氧阶段的厌氧条件。

二、化学沉淀法

通过投加化学沉淀剂与废水中的磷酸盐生成难溶沉淀物,可把磷分离出去,同时形成的絮凝体对磷也有吸附去除作用。

常用的混凝沉淀剂有石灰、明矾、氯化铁,石灰与氯化铁的混合物等。影响此类反应的主要因素是pH、浓度比、反应时间等。

三、生物强化除磷

生物强化除磷中的聚磷菌利用比较普遍，目前也是生物除磷的主要研究方向。

聚磷菌也叫做摄磷菌、除磷菌，是传统活性污泥工艺中一类特殊的细菌，在好氧状态下能超量地将污水中的磷吸入体内，使体内的含磷量超过一般细菌体内的含磷量的数倍，这类细菌被广泛地用于生物除磷。

其原理为：在厌氧条件下，除磷菌能分解体内的聚磷酸盐而产生ATP，并利用ATP将废水中的有机物摄入细胞内，以聚b-羟基丁酸等有机颗粒的形式贮存于细胞内，同时还将分解聚磷酸盐所产生的磷酸排出体外。

而好氧条件下，除磷菌利用废水中的BOD5或体内贮存的聚b-羟基丁酸的氧化分解所释放的能量来摄取废水中的磷，一部分磷被用来合成ATP，另外绝大部分的磷则被合成为聚磷酸盐而贮存在细胞体内。

四、吸附法

20世纪80年代,多孔隙物质作为吸附剂和离子交换剂就已应用在水的净化和控制污染方面。黄巍等人以粉煤灰作为吸附剂,对含磷50～120mg/L模拟废水脱磷的规律特征进行了研究。

研究表明粉煤灰中含有较多的活性氧化铝和氧化硅等,具有相当大的吸附作用,粉煤灰对无机磷酸根不是单纯吸附,其中CaO、FeO、Al2O3等可以和磷酸根生成不溶或直溶性沉淀现象,因而在废水处理方面具有广阔的应用前景。

五、其他的除磷方法

邹伟国等研究的新型双污泥脱氮除磷工艺系统处理生活污水取得成功。传统的脱氮除磷工艺多采用单污泥系统,因此存在着硝化和除磷泥龄之间的矛盾,将活性污泥法与生物膜法相结合,可解决这个问题。

实验结果表明,该工艺对PO43-的去除率达到了90%,处理效果稳定,对水质的适应能力很强。

陈滢等进行了低溶解氧SBR除磷工艺的研究。

该方法要注意的是污泥负荷对COD去除率和除磷效果的影响较大,因此要选择合适的污泥负荷。污泥负荷过高时会导致非丝菌污泥膨胀。

方茜等利用SBR法处理低碳城市污水取得进展,解决了处理碳、氮、磷比例失调(碳量偏低)城市污水如何保证氮磷高效去除的难点。

结果表明,利用此法处理广州地区低碳城市污水,出水有机物、氨氮及总磷均达标,且磷的释放量越大则出水磷总浓度就越低。实践证明,SBR法具有流程简单,不需要污泥回流,脱氮除磷效果好的特点。

『柒』 含硝酸盐和亚硝酸盐的废水处理方法有哪些

一、反渗透
常用的反渗透膜有：醋酸纤维素膜、聚酰胺膜和复合膜。压力范围为2070～10350kPa。这些膜通常没有选择性。Guter利用醋酸纤维素膜反渗透体系除去硝酸盐，当进水硝酸盐浓度为18～25mg/L，连续运行1000h，硝酸盐去除率达65%。Clifford等研究了反渗透系统除硝酸盐，反渗透膜为聚酰胺膜和三醋酸纤维素膜。在进水中加入硫酸和六甲基磷酸钠可以防止膜结垢。结果表明：聚酰胺膜比三醋酸纤维素膜更有效。与离子交换和电渗析相比，反渗透系统成本较高。Rautenbach等利用复合膜反渗透系统进行了中试研究，操作压力为14Pa，处理能力为2m3/h。

二、催化脱氮
Horold等开发了一种从饮用水中去除亚硝酸盐和硝酸盐的方法。结果表明：在氢气存在下，Pd-Al合金可有效地使亚硝酸盐还原成氮气(98%)和氨。Pb(5%)-Cu(1.25%)-Al2O3催化剂在50分钟内可使初始浓度100mg/L的硝酸盐完全去除。催化剂对硝酸盐的去除能力达3.13mgNO3-/min•g催化剂。约为微生物脱氮活性的30倍。该方法可在温度为10ºC, pH值6～8条件下进行，过程易于自动控制，适用于小型水处理系统。该工艺目前尚处于研究阶段，许多因素，如动力学参数，催化剂的长期稳定性等需要进一步研究。

三、化学脱氮
在碱性pH条件下，通过化学方法可以将水中的硝酸盐还原成氨，反应方程式可表示为：
NO3- + 8Fe(OH)2+ 6H2O → NH3 +8 F(OH)3 + OH-
该反应在催化剂Cu的作用下进行，Fe/NO3-的比值为15:1, 该工艺会产生大量的铁污泥，并且形成的氨需要用气提法除去。Sorg研究过用亚铁化合物去除硝酸盐，结果表明，由于成本太高，此工艺难于实际应用。Murphy等人利用粉末铝去除硝酸盐，反应主要产物为氨，占60～95%，可以通过气提法除去。反应的最佳pH为10.25，反应方程式为：
3NO3- + 2Al + 3H2O → 3NO2- + 2Al(OH)3
NO2- + 2Al + 5H2O → 3NH3 + 2Al(OH)3 + OH-
2NO2- + 2Al + 4H2O → N2 + 2Al(OH)3 + 2OH-
在利用石灰作软化剂的水处理厂可有效地使用该工艺，因为利用石灰通常可使pH值升高到9.1或以上。因而，调节pH值所需的费用较低，铝同水的反应可表示为：
Al + 6H2O → 2Al(OH)3 + 3H2
当pH值为9.1～9.3时，由于上述反应导致的铝的损失量小于2%。实验结果表明，还原1g硝酸盐需要1.16g 铝。

四、电渗析
Miquel等开发了利用电渗析技术选择性除去硝酸盐的方法。该方法可使硝酸盐浓度从50mg/L降低到25mg/L以下，它不需要添加任何化学试剂。Rautenbach等研究了电渗析法除去硝酸盐，并与反渗透法进行了比较。他们认为将硝酸盐从100mg/L降低到50mg/L，两种方法的成本大致相当。

五、离子交换法
离子交换法去除硝酸盐的原理是：溶液中的NO3-通过与离子交换树脂上的Cl-或HCO3-发生交换而去除。树脂交换饱和后用NaCl或NaHCO3溶液再生。一般地，阴离子交换树脂对几种阴离子的选择性顺序为：
HCO3- ＜ Cl- ＜ NO3- ＜SO42-
因此，用常规的离子交换树脂处理含硫酸盐水中的硝酸盐是困难的。因为树脂几乎交换了水中的所有的硫酸盐后，才与水中的硝酸盐交换。也就是说，硫酸盐的存在会降低树脂对硝酸盐的去除能力。采用对硝酸盐有优先选择性的树脂可以较好地解决这个问题。这种树脂优先交换硝酸盐，对硝酸盐的交换容量不受水中硫酸盐的影响。
在树脂官能团NR3+中的N原子周围增加碳源子数目可以提高树脂对硝酸盐的选择性，这种类型的树脂对硝酸盐的选择性顺序依次为：
HCO3-＜Cl-＜SO42-＜NO3-
当树脂上NR3+中的氮原子周围的甲基变为乙基时，树脂对硝酸盐与硫酸盐的选择性系数KSN从100增加到1000。

六、生物脱氮
生物脱氮，又称生物反硝化，是指在缺氧条件下，微生物利用NO3-作为电子受体，进行无氧呼吸，氧化有机物，将硝酸盐还原为氮气的过程。可表示为：
NO3- → NO2- → NO → N2O → N2
自然界中存在许多微生物，如假单胞菌属、微球菌属、反硝化菌属、无色杆菌属、气杆菌属、产碱杆菌属、螺旋菌属、变形杆菌属、硫杆菌属等，能够在厌氧条件下生长，并还原NO3-成N2。在这个过程中NO3-或NO2-代替氧作为末端电子受体，并且产生ATP。当电子从供体转移到受体时，微生物获得能量，用于合成新的细胞物质和维持现有细胞的生命活动。
根据微生物生长的碳源不同，生物反硝化可分为异养反硝化和自养反硝化。