⑴ 冬季污水厂出水氨氮降不下来，如何调整工艺参数
在温度低于15℃时，硝化速率、反硝化速率明显下降，同时使得缺氧区中溶解氧的含量增加，也抑制了脱氮效果。
主要影响因素有：
（一）溶解氧浓度
温度主要影响硝化菌的比增长速率及活性。为了弥补低温对系统带来的不利影响，可以通过提高溶解氧浓度的措施。有研究表明，初始溶解氧为2mg/L时，为取得相同的硝化速率，温度每下降1℃，溶解氧浓度相应提高10%。溶解氧是生物硝化的重要环境因素，一般应在2mg/L以上，最低控制在0.5～0.7mg/L。
（二）污泥龄和污泥负荷
活性污泥中硝化菌的活性的最重要决定因素是温度和泥龄。只有当好氧池的泥龄超过硝化菌的世代周期时，才能进行硝化。通常，温度每降低1℃，硝化菌比增长速率降低10%，因此，欲维持与常温期相同的硝化菌浓度，温度每降低1℃时泥龄需相应提高10%。所以，降低污泥负荷，在实际操作中可以有效降低温度对系统处理效果的负面影响。
建议措施 ：
（一）减小进水氨氮负荷
减少进水氨氮负荷，一是降低进水氨氮浓度，二是减少进水水量。冬季，活性污泥容易受氨氮（或有机氮）的冲击，因此建议启用应急调节池，从而可以有效地控制进水量，进而控制进水氨氮浓度。并可采用回流一定比例的出水水量与进水混合后进水，以达到降低进水负荷的目的。
（二）合理控制氧浓度
氨氮氧化需要消耗溶解氧，但氧浓度并非越高越好。由氧气在水中的传质方程可知，液相主体中的DO浓度越高，氧的传质效率越低。故需综合考虑氧在水中的传质效率和微生物的硝化活性，调控好氧段的DO浓度，不同水质的最适DO不同，可针对冬季运行条件下，同过小试确定在不浪费能量的情况下最大限度地提高对氨氮的去除效率。
（三）延长污泥龄
减少氧化沟排泥量。一是因为硝化菌世代周期长，增长SRT可以有利于硝化菌的生长，二是硝化效果降低时，大量的硝化菌被流失，排泥会加速硝化菌的流失，故延长污泥龄，一定程度上可以提高污泥浓度，从而抵消硝化菌活性降低所产生的影响。
（四）加强抑制物质的排查
苯胺、乙二胺、萘胺、芥子油、酚、甲基引哚、硫脲、氨基硫脲等对微生物硝化有抑制作用，冬季由于水温较低，硝化菌活性较低，其抗冲击负荷能力降低，故污水处理厂在冬季运行时，需加强排查，从源头控制硝化抑制物质进入系统。同时需要进一步强化预处理作用，以消除抑制物质对系统的冲击。
（五）投加消化促进剂
硝化促进剂是利用微生物营养与生理学方法进行合理配方，根据微生物营养生理及污水处理的共代谢原理，促进硝化细菌发生作用，提高污水处理的氨氮去除效率。但有研究表明，在硝化效果刚出现减弱现象，出水氨氮逐步上升时期投加的话，效果非常明显。但一旦系统丧失硝化能力时再投加促进剂，效果则不怎么明显。同时需要指出，该类产品价格往往比较高昂，一般在应急情况下使用或水量不大的情况使用。
希望有所帮助！
⑵ 污水处理系统硝化菌活性被抑制如何处理
污水处理系统硝化菌活性被抑制,最好的办法是采用污水净化处理设备《微生物发生器》，即使废水可停留时间短，也能达到污水净化，达标排放目的。
微生物发生器主要根据生物净化和流体力学原理，利用微生物在生命活动过程将废水中的可溶性有机物及部分不溶性有机物有效地去除，技术先进、性能稳定、使用安全，特别适合各种废（污）水处理和微 污染治理具有以下优点：
一、该设备采用三级发生、交替运行、逐级衍生、对数增长技术，致使发生器产生微生物的密度高达达到1.8×1020CFU/ml，高密度微生物释放进入生化池后，池中生物量迅速提高到2.0×104mg/L以上，能将污水中的污染物彻底分解成CO2和H2O，从而使污水得到净化。
二、该设备为比较理想的污水生物处理设备，可根据不同种类、不同性质、不同环境的污水处理需要，生成不同种群、不同菌属、不同温度、不同污水处理需要的微生物，特别适合城镇生活污水、农村生活污水、医疗污水、工业废水、畜禽养殖废水、高盐废水、高氨氮废水、有毒有害废水、重金属废水、垃圾渗滤液等废（污）水处理的需要。
该设备还可直接与接触氧化法、AB法、A/O法、氧化沟、SBR等旧污水处理工程配套，在既不变动污水处理工艺，也不改动土建工程的条件下，实现污水处理升级扩容、污泥减量、脱氮除磷、中水回用等多种用途。该设备还可用于景观、河道、湖面、河流、咸水湖、海湾、土地等领域去除微污染，保护公共环境。
三、该微生物发生器产生的是高密度优势微生物菌群，能快速食掉污水中的污染物和淤泥，且不产生臭味，不用污泥脱水机、污泥传输机、泥饼外运车、废气处理设备和大功率的鼓风曝气设备，与传统方法比较，能耗是活性污泥法的1/8，设备投资可节约百分之七十，还可在浅层水池上运转，从而使污水处理池体积缩小、深度减浅，大大降低了一次投资费用和长期管理费用。
四、该设备产生的高密度微生物菌群通过射流进入处理池后，能迅速减少污水中的生物耗氧量(BOD)、化学需氧量（COD）和固体悬浮物（TSS），并有极强的脱氮除磷功能，还能在极短的时间内使5类水转变成3类以上，7天内消除污水中的臭味，10天内吃掉污水中50%左右的淤泥，每天降解20%的BOD，10-15天内实现达标排放或中水回用。
采用该设备处理污水无污泥膨胀之忧，也不受操作员学历年龄限制，管理方便，安全可靠。
五、随着高密度微生物菌群发生量的不断增加，污水中的生物耗氧量(BOD)也越来越少，大量的微生物因缺少BOD而失去存活能源自灭，变成二氧化碳和水，未自灭微生物还可成为鱼类和浮游生物的饵料，进而形成良性的生态处理净化过程，没有臭味、不产生污泥、无二次污染，营造绿色环境。
六、采用传统的生化法处理污水，受到气候及水温变化影响，当温度每降低10度，微生物的酶促反应速度就降低1-2倍，气候导致微生物的活性不足，造成污水处理效果不好，不但威胁着北方污水处理厂，对于南方冬天的污水处理厂也是严俊的考验，贵州长城环保科技有限公司生产的专利产品生物发生器彻底解决了这一难题，该发生器产生的高浓度微生物菌群释放进入曝气池后，其生物量讯速达到2.0×104mg/L以上，使曝气池中生物浓度较活性污泥提高10倍，填补了因水温低而导致生物量不足，污水处理效果差的技术难题。
七、采用传统的生化方式处理高浓度、高氨氮、高盐量、有毒性、重金属废水，由于微生物在这些污水中的成活少、数量小、致使污水处理后出水水质差、效果不稳定、难以达标排放。微生物发生器以独特的方式彻底解决了这一难题，该发生器能将生产出的1.8×1020CFU/ml以上的高浓度微生菌群源源不断地送入曝气池，较其他污水处理提高10倍以上的生物量，强大的微生物菌群加速对污水中污染物的降解和消化，同时曝气供氧又显著加速了污染物被分解成CO2和H2O，硝酸盐、硫酸盐成为微生物生长的养分，至使微生物又得到进一步的衍生，即使受天冷、低温、冲击负荷影响，和高浓度、高氨氮、高盐量、有毒性、重金属抑制，也无法阻止群雄逐鹿、前仆后继的微生物大军，形成对污水处理的强大阵容，进而降解和消化污水中污染物，最终实现废水达标排放或中水回用。
八、传统河道治理离不开闸坝、断水、清淤等处理过程，工程耗资大、工期长、淤泥量大。生物发生器直接安装在景观、河道、湖面、河流、咸水湖、海湾、土地等微污染源上游，从源头切断和堵住污染源头，并通过微生物降解污染、吃掉污泥、去除嗅味、除磷脱氮等作用实现彻底治理，为微污染治理提供了可靠的设备。其技术优势如下：
1、快速降解BOD5、CODcr、TSS，使污水得到净化；
2、提高总氮（TN）和总磷（TP）的脱除效果和去除能力；
3、处理效率可提高达50％左右，进水负荷提高40％左右；
4、 快速应对曝气池可能发生的紧急故障情况；
5、 提高难分解污染物的生化效率；
6、有效解决污水量增加或负荷增大，而无场地改扩建的难题；
7、 有效解决丝状菌异常增殖导致污泥膨胀的问题；
8、在处理污水的同时减量污泥，达到不用清淤除泥的效果；
9、仅需几天就能消解污水中的味道，去除污水中的恶臭；
10、采用自然界或国内外选育出来的优势无害菌种，无二次污染的后顾之忧；
11、 污染净化完毕后，微生物因失去存活的能源而自灭，变成CO2和H2O；
1、 未灭的微生物还可成为鱼类和浮游生物的饵料；
2、升级改造旧污水处理工程，较其它污水处理方法节省投资70％；
3、较其它生化处理方法，节省电能80%左右；
4、微生物浓度高达1.8×1020CFU/ml以上，高浓度微生物大大提高了处理效率，减少了曝气池容积，节省工程投资40%；
5、解决了因气候变化、水温降低而导致微生物数量减少，进而影响污水处理效果的技术难题；
6、微生物大军前仆后继、协同作战，有效解决了高盐、高浓度、有毒、有害、化工、重金属、垃圾渗透液等抑制微生物生长、微生物难以存活的技术难题；
7、在不改动土建的条件下实现旧污水处理工程的升级改造或工程扩容；
8、在不改动污水处理工艺的前提下，有效脱除污水中的磷和氮，并提高处理后的污水出水水质，实现达标排放或中水回用效果；
9、直接用于江河、湖泊等微污染源上游，直接堵住污染源头，在有效解决微污染的同时，实现无泥排放，彻底地革新了传统河道治理离不开闸坝、断水、清淤方式，为微污染治理提供了的理想设备；
10、安装方便、应用灵活、操作简单，只用一人兼管，就能完成任务；
11、布局灵活、占地面积小、自动化程度高、操作管理简单、运行费用低。
⑶ 生活污水氨氮超标是什么原因怎么处理
生活污水氨氮复主要为冲制厕污水和洗衣、洗米、洗菜、洗澡废水。污水中主要是生活废料和人的排泄物，城市生活中使用的各种洗涤剂和污水、垃圾、粪便等，多为无毒的无机盐类，生活污水中含氮、磷、硫多，致病细菌多。因生活习惯、生活方式、经济水平等不同生活污水的水质水量差异较大。
⑷ 污水厂异常情况处理
一、水量不足
当水量不足时，工艺控制如下：
1. 提升泵房尽量保持水泵平稳进水，但需避免水泵低液位运行。
2. 水量在设计水量的50%以下，污水处理系统单组运行(双组系统)或间歇运行(单组系统)，注意监控生化系统运行参数(DO、pH、MLSS等)，及时调整工艺。
3. 回流比控制在50-100%。
4. 二沉池投入一半。
二、水量超过设计负荷
当水量超过设计负荷时，工艺控制如下：
1. 提升泵房满负荷生产，但不超过设计负荷的变化系数。
2. 粗、细格栅现场连续开启，并及时清除栅渣。
3. 水量突增初期，污水处理系统曝气设备全开，注意监控生化系统运行参数(DO、pH、MLSS等)，及时调整工艺。
4. 加大生化池上清液、二沉池出水及总出水的抽检频次。
5. 二沉池全部投入使用。
6. 随着生化系统逐渐稳定，DO上升，系统氨氮较低，可考虑减少曝气设备的开启台数及开启频率。
三、污泥膨胀
当出现污泥膨胀时，值班人员应马上向生产主管汇报，通知化验室立刻采集水样，对水样BOD、COD、MLSS、DO、PH、SV进行测定和进行生物镜检，再根据现场情况初步分析污泥决定采取下列何种措施。污泥膨胀最突出的表现是污泥沉降性能指标SVI大于150%。污水中如碳水化合物较多，溶解氧不足，缺乏氮、磷等养料，水温高或pH值较低情况下，均易引起污泥膨胀。此外，超负荷、污泥龄过长或有机物浓度梯度小等，也会引起污泥膨胀。排泥不畅则引起结合水性污泥膨胀。
针对引起膨胀的原因工艺调整如下：
1. 缺氧、水温高等加大曝气量，或降低水温，减轻负荷，或适当降低MLSS值，使需氧量减少等；
2. 污泥负荷率过高，可适当提高MLSS值，以调整负荷，必要时还要停止进水“闷曝”一段时间；
3. 缺氮、磷等养料，可投加硝化污泥或氮、磷等成分；
4. pH值过低，可投加石灰等调节pH(6-8)；
5. 污泥大量流失，可投加5-10mg/L氯化铁，促进凝聚，刺激菌胶团生长，也可投加漂白粉或液氯(按干污泥的0.3%-0.6%投加)，抑制丝状繁殖，特别能控制结合水污泥膨胀。此外，投加石棉粉末、硅藻土、粘土等物质也有一定效果。
四、污泥解体
当出现污泥解体现象时，表现现象为：处理水质浑浊、污泥絮凝体微细化，处理效果变坏等。
工艺应如下调整：
1. 对进水水质进行化验分析，确定是污水中混入有毒物质时，应考虑这是新的工业废水混入的结果，应减少进水水量加大曝气量，尽快使生化系统恢复活性。
2. 调整进水量。
3. 调整回流污泥量控制MLSS。
4. 调整曝气量，控制溶解氧在2.0mg/L左右。
5. 调整排泥量。
五、污泥脱氮效果差
污泥在二沉池呈块状上浮的现象，并不是由于腐败所造成的，而是由于在曝气池内污泥龄过长，硝化过程进行充分，在沉淀池内产生反硝化，硝酸盐的氧被利用，氮即呈气体脱出附于污泥上，从而比重降低，整块上浮。所谓反硝化是指硝酸盐被反硝化菌还原成氨或氮的作用。反硝化作用一般溶解氧低于0.5mg/L时发生。
试验表明，如果让硝酸盐含量高的混合液静止沉淀，在开始的30-90mm左右污泥可以沉淀得很好，但不久就可以看到，由于反硝化作用所产生的氮气，在泥中形成小气泡，使污泥整块地浮至水面。在做污泥沉降比试验，只检查污泥30mm的沉降性能。
因此，往往会忽视污泥的反硝化作用。这是在活性污泥法的运行中应当注意的现象，为防止这一异常现象的发生，应采取增加污泥回流量或及时排除剩余污泥，或降低混合液污泥浓度，缩短污泥龄和降低溶解氧浓度等措施，使之不进行到硝化阶段。
六、沉淀池异常
6.1 出水带有大量悬浮颗粒
1. 原因
水力负荷冲击或长期超负荷，因短流而减少了停留时间，以至絮体在沉降前即流出出水堰。
2. 解决办法
均匀分配水力负荷；调整进水、出水设施不均匀，减轻冲击负荷影响，有利于克服短流；投加絮凝剂，改善某些难沉淀悬浮物的沉降性能，如胶体或乳化油颗粒的絮凝；调整进入初沉池的剩余污泥的负荷。
6.2 出水堰脏且出水不均
1. 原因
污泥粘附、藻类长在堰上，或浮渣等物体卡在堰口上，导致出水堰脏，甚至某些堰口堵塞导致出水不均。
2. 解决办法
经常清除出水堰口卡住的污物；适当加药消毒阻止污泥、藻类在堰口的生长积累。
6.3 污泥上浮
1. 原因
污泥停留时间过长，有机质腐败。
2. 解决办法
一是保持及时排泥，不使污泥在二沉池内停留时间太长；检查排泥设备故障；清除沉淀池内壁，部件或某些死角的污泥。二是在曝气池末端增加供氧，使进入二沉池的混合液内有足够的溶解氧，保持污泥不处理于反硝化状态。对于反硝化造成的污泥上浮，还可以增大剩余污泥的排放，降低SRT，控制硝化，以达到控制反硝化的目的。
6.4 浮渣溢流
1. 原因
浮渣去除装置位置不当或去除频次过低，浮渣停留时间长。
2. 解决办法
维修浮渣刮除装置；调整浮渣刮除频率；严格控制浮渣的产生量。
6.5 污泥管道或设备堵塞
1. 原因
二沉池污泥中易沉淀物含量高，而管道或设备口径太小，又不经常工作造成的。
2. 解决办法
设置清通措施；增加污泥设备操作频率；改进污泥管道或设备。
6.6 刮泥机故障
1. 原因
刮泥机因承受过高负荷等原因停止运行。
2. 解决办法
缩短贮泥时间，降低存泥量；检查刮板是否被砖石、工具或松动的零件卡住；及时更换损坏的连环、刮泥板等部件；防止沉淀池表面积冰；调慢刮泥机的转速。
七、生化池泡沫问题
在污水处理厂的运行管理中，当发现生化池中产生大量泡沫时。立刻向生产主管汇报，根据现场情况决定采取何种措施消除泡沫。一般可以采取以下三种措施：第一，用自来水或处理后的出水喷洒生化池水面。第二，投加消泡剂，如柴油，煤油。第三，加大回流污泥量，增加生化池中活性污泥的浓度。
八、生物除磷效果差
厌氧区应保持严格厌氧状态，即溶解氧低于0.2mg/L，此时聚磷菌才能进行磷的有效释放，以保证后续处理效果。而好氧区的溶解氧需保持在2.0mg/L以上，聚磷菌才能有效吸磷。因此，当出水出现总磷不达标时(>1 mg/L)，则视具体情况可通过调整鼓风机的充氧量和调节回流污泥量使得溶解氧在厌氧区控制低于0.2mg/L，好氧区控制在2 mg/L以上。
⑸ 生活污水主要污染物一般如何处理
生活中的污水，一般都会随污水管排到专门净化污水的地方，经过沉淀，排到河流中去
⑹ 污水荧光示踪排查是什么原理
污水荧光示踪原理是利用水溶性荧光示踪剂在365nm的紫外线灯的照射下发出荧光。如要想排查A处的污水有没有流到目标B处，得先在A处按照一定比例导入水溶性荧光示踪剂SL3300，等待一段时间让A处的污水流动，再到B处用365nm紫外线灯SL6300照射B处，如果发出明亮的荧光，则说明A处的污水排放到B处。此方法可应用于污水排查，污水排放研究，污水排放轨迹调查等等。
⑺ 废水生物处理方法的影响因素有哪些如何对其行控制
影响污水生物处理的因素有哪些
1、负荷：生物处理反应器的负荷要控制在合理的范回围内;
2、温度：好氧答微生物在15～30℃之间活动旺盛;厌氧微生物的最佳温度是35℃左右和55℃左右;
3、pH值：好氧微生物生长活动的最佳pH值在6.5～8.5之间，而厌氧微生物的活动要求的最佳pH值在6.8～7.2之间;
4、氧含量：空气曝气池出口混合液中溶解氧浓度应保持在2mg/L(纯氧曝气法要保持在4mg/L)左右，A/0工艺的A段溶解氧浓度要保持在0.5mg/L以下，而厌氧微生物必须在含氧量极低、甚至绝对无氧的环境下才能生存;
5、营养平衡：废水中的各种营养物质不平衡，就会影响微生物的活性，进而影响处理效果;
6、有毒物质：废水中的有毒物质含量超过限度，就会影响微生物的活性，进而影响处理效果。
⑻ 怎么才能有效驱除废水中氨氮和总氮
氨氮废水的来源
钢铁、炼油、化肥、无机化工、铁合金、玻璃制造、肉类加工和饲料生产等工业，均排放高浓度的氨氮废水。 其中，某些工业自身会产生氨氮污染物，如钢铁工业及肉类加工业等。 而另一些工业将氨用作化学原料，如用氨等配成消光液以制造磨砂玻璃。此外，皮革、孵化、动物排泄物等新鲜废水中氨氮初始含量并不高，但由于废水中有机氮的脱氨基反应，在废水积存过程中氨氮浓度会迅速增加。
过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮，以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。
不同种类的工业废水中氨氮浓度干变万化，即使同类工业不同工厂的废水中其浓度也各不相同。以某化工厂香兰素生产废水为例，其氨氮浓度高达6～7×104mg／L。为了彻底治理污染，除对生产工艺进行必要的改造外，必须寻找合适的氨氮废水处理技术，降低废水处理的成本。
氨氮废水处理技术研究与应用现状
目前，氨氮废水的处理技术可以分为两大类：一类是物化处理技术，包括吹脱(或汽提)、沉淀、膜吸收、湿式氧化等，其中吹脱和膜吸收技术都需要氨氮尽可能以氨分子形态存在；另一类技术是生物脱氮技术。
物化处理技术
依据NH3的质量分数与pH的关系，如果氨氮的去除形态为氨气，为达到较高的去除率，就必须调节溶液的pH在11以上。这类技术包括吹脱、汽提、膜吸收等。在处理氨氮废水的过程中，需要消耗大量碱，但可以回收部分氨。
吹脱（汽提）法吹脱法是将废水pH值调节至碱性，然后在填料塔中通入空气或蒸汽，通过气液接触将废水中的游离氨吹脱至大气或蒸汽中。 采用蒸汽可以提高废水温度，从而提高一定pH值时被吹脱氨的比例。一般情况下，如果采用吹脱法去除98%以上的氨氮，需pH调节。例如采用汽提技术对对硝基苯胺废水进行了处理，在pH 大于11的条件下，废水中的氨氮由3150 mg／L下降为187 mg／L，去除率为93%。
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。但是这种方法一般要采用NaOH调节废水的pH值，药剂和能源消耗比较大。 为了降低药剂成本，采用Ca(OH)2调节pH，结果表明，吹脱速率和吹脱效率要远小于NaOH，而且在汽提过程中容易结垢，使得操作运行困难。
这种技术的另一个关键在于保证填料塔内的气液充分接触，有效防止沟流、液泛等非正常操作。 因此，填料的选择和填充至关重要。除较高的能耗与碱耗外，利用吹脱技术处理氨氮的不足还在于使氨氮由液相转移至气相，如果没有相应的回收技术，很容易导致大气的二次污染。此技术主要用于高浓度氨氮废水的预处理。
膜吸收技术
膜吸收过程是将膜分离和吸收相结合而出现的一种新型膜过程，它使用微孔膜将气、液两相分隔开来，利用膜孔提供气、液两相间传质的场所。 膜吸收法处理含氨废水的原理为：疏水性微孔膜(聚丙烯、聚四氟乙烯、偏聚氟乙烯)把含氨废水和H2SO4吸收液分隔于膜两侧，通过调节废水的pH值，使废水中离子态的NH3转变为分子态的挥发性NH3。 在膜两侧NH3的浓度差的推动下，废水中的NH3在废水一微孔膜界面汽化挥发。气态的NH3沿膜微孔向膜的另一侧扩散，在吸收液一微孑L膜界面上为H2SO4吸收，并反应生成不挥发的(NH3)2SO4而被回收。由于氨在废水和吸收液中存在形式的不同，使得废水中的氨能通过存在形式的转换不断向吸收液传递，直到吸收液中的H2SO4全部为氨中和为止，处理后废水中的氨氮浓度理论上可达到零。与吹脱(汽提)技术和生化法等其他高氨氮废水处理方法比较，膜吸收法的最大特点是，可以在常温、常压的条件下浓缩并回收废水中的氨，无二次污染产生，实现含氨废水的资源化。
现在，膜吸收工艺的难点在于防止膜的渗漏。为了保证较高的通量，一般的微孔膜的膜厚都比较薄，膜两侧的水相在压差的作用下很容易发生渗漏。只有非常精确地调整膜两侧的压力和流速，才能基本保证膜两侧的液量不发生变化。 即使在这样的条件下，在进行氨吸收过程中，氨溶液一侧的pH值还是有显著的降低，经检测，溶液中有大量硫酸根离子存在，最终导致氨溶液中的去除率仅在6O％左右。
因此，如何在保证氨氮传质通量的情况下有效防止膜的渗漏是膜吸收工艺研究的重要内容。
沸石脱氨法
利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而，蒋建国等[4]探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明，每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力，当沸石粒径为30～16目时，氨氮去除率达到了78.5%，且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下，进水氨氮浓度越大，吸附速率越大，沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。
实验表明用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥废水时发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果最好，其次是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮去除率，综合考虑经济原因和水力条件，床高18cm（H/D=4），相对流量小于7.8BV/h是比较适合的尺寸。离子交换法受悬浮物浓度的影响较大。
应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题，主要有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时，产生的氨气必须进行处理。通常采用再生液进行再生，再生液浓液再进行脱氨处理。
膜分离技术
利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便，氨氮回收率高，无二次污染。蒋展鹏等[6]采用电渗析法和聚丙烯(PP)中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可取得良好的效果。电渗析法处理氨氮废水2000～3000 mg/L，去除率可在85％以上，同时可获得8.9％的浓氨水。此法工艺流程简单、不消耗药剂、运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。PP中空纤维膜法脱氨效率＞90％，回收的硫酸铵浓度在25％左右。运行中需加碱，加碱量与废水中氨氮浓度成正比。
乳化液膜是种以乳液形式存在的液膜具有选择透过性，可用于液-液分离。分离过程通常是以乳化液膜（例如煤油膜）为分离介质，在油膜两侧通过NH3的浓度差和扩散传递为推动力，使NH3进入膜内，从而达到分离的目的。用液膜法处理某湿法冶金厂总排放口废水（1000～1200 mgNH4+-N/L，pH为6～9），当采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚为表面活性剂用量为4％～6％，废水pH调至10～11，乳水比在1:8～1:12，油内比在0.8～1.5。硫酸质量分数为10％，废水中氨氮去除率一次处理可达到97％以上。
膜分离法应用的主要问题是投资成本及运行成本较高，操作复杂，难以控制。
MAP沉淀法
主要是利用以下化学反应：
Mg2 ++NH4++PO43-=MgNH4PO4
理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐，当[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁（MAP），除去废水中的氨氮。穆大纲等[8]采用向氨氮浓度较高的工业废水中投加MgCl2•6H2O和Na2HP04•12H20生成磷酸铵镁沉淀的方法，以去除其中的高浓度氨氮。结果表明，在pH为8.9l，Mg2+，NH4，P043-的摩尔比为1.25:1:1，反应温度为25 ℃，反应时间为20 min，沉淀时间为20 min的条件下，氨氨质量浓度可由9500 mg/L降低到460 mg/L，去除率达到95％以上。由于在多数废水中镁盐的含量相对于磷酸盐和氨氮会较低，尽管生成的磷酸铵镁可以做为农肥而抵消一部分成本，投加镁盐的费用仍成为限制这种方法推行的主要因素。海水取之不尽，并且其中含有大量的镁盐。以海水做为镁离子源试验研究了磷酸铵镁结晶过程。盐卤是制盐副产品，主要含MgCl2和其他无机化合物。Mg2+约为32 g/L为海水的27倍。Lee等[10]用MgCl2、海水、盐卤分别做为Mg2+源以磷酸铵镁结晶法处理养猪场废水，结果表明，pH是最重要的控制参数，当终点pH≈9.6时，反应在10 min内即可结束。由于废水中的N/P不平衡，与其他两种Mg2+源相比，盐卤的除磷效果相同而脱氮效果略差。
采用化学沉淀法的关键因素在于：
1)絮凝剂的用量；2)沉淀产物的去向。
一般情况下，采用磷酸铵镁沉淀法处理氨氮废水的氨氮浓度不大于1 500 mg／L。化学沉淀法的应用瓶颈同样是运行成本较高，无法进行工程应用。
催化湿式氧化法
催化湿式氧化法是8O年代国际上发展起来的一种治理废水的新技术。 在一定温度、压力下，在催化剂作用下，经空气氧化，可使污水中的有机物和氨分别氧化分解成CO2、N2和H2O等无害物质，达到净化的目的。具有净化效率高(据报道，废水经过净化后可达到饮用水标准)、流程简单、占地面积少等特点。经多年应用与实践，这一废水处理方法的建设及运行费用仅为常规方法6O%左右，因而在技术上和经济上均具有较强的竞争力。杜鸿章等对催化湿式氧化法作了一系列的研究，在270 ℃、9 MPa工艺条件下，研制的催化剂可使焦化污水氨氮的去除率达到99.6%，经处理后的污水水质优于国家环保排放标准的要求。湿式氧化法不足在于催化剂的流失和设备的腐蚀。
化学氧化法
利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨，这种方法还可以起到杀菌作用，但是产生的余氯会对鱼类有影响，故必须附设除余氯设施。在溴化物存在的情况下，臭氧与氨氮会发生如下类似折点加氯的反应：
Br－+O3+H+→HBrO+O2，
NH3+HBrO→NH2Br+H2O，
NH2Br+HBrO→NHBr2+H2O，
NH2Br+NHBr2→N2+3Br－+3H+。
用一个有效容积32 L的连续曝气柱对合成废水(氨氮600 mg/L)进行试验研究，探讨Br/N、pH以及初始氨氮浓度对反应的影响，以确定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的最佳反应条件。发现NFR(出水NO3--N与进水氨氮之比)在对数坐标中与Br-/N成线性相关关系，在Br-/N>0.4，氨氮负荷为3.6～4.0 kg/(m3•d)时，氨氮负荷降低则NFR降低。出水pH＝6.0时，NFR和BrO－-Br（有毒副产物）最少。BrO－-Br可由Na2SO3定量分解，Na2SO3投加量可由ORP控制。
生化法
微生物去除氨氮过程需经过硝化和反硝化两个阶段过程。 传统观点认为：硝化过程为好氧过程，在此过程中，氨态氮在微生物的作用下转化为硝基氮和亚硝基氮；而反硝化过程为厌氧过程，在此过程中，硝基氮和亚硝基氮转化为氮气。 因此，一般的生物脱氮过程为厌氧／好氧过程、或厌氧／缺氧／好氧过程。
近年来的研究表明，反硝化过程可以在有氧的条件下进行，即好氧反硝化过程。它为突破传统生物脱氮技术限制，利用一个生物反应器在一种条件下完成脱氮反应提供了依据。SBR生物脱氮工艺的优点在于以时间序列代替空间序列，使好氧硝化过程和反硝化过程在同一容器中完成。采用SBR技术处理高氨氮废水，在曝气段实现高氨氮废水的好氧硝化／反硝化处理。通过实验研究，她们提出的反应序列为：一段缺氧一好氧曝气一二段缺氧的SBR反应器，好氧段反硝化脱氮率要占总脱氮率的70%以上。研究表明：好氧反硝化菌为异养菌，脱氮反应历程与缺氧反硝化菌相同，并且最终产物主要为N2。
目前生物脱氮的浓度一般在400 mg／L以下，采用生物脱氮技术处理高浓度氨氮废水就需要进行大倍数稀释，这就使得生物处理设施的体积庞大，能耗会相应提高。 因此，在处理高氨氮废水时，采用生物处理前，一般要首先进行物化处理。
物化方法在处理高浓度氨氮废水时不会因为氨氮浓度过高而受到限制，但是不能将氨氮浓度降到足够低（如100 mg/L以下）。而生物脱氮会因为高浓度游离氨或者亚硝酸盐氮而受到抑制。实际应用中采用生化联合的方法，在生物处理前先对含高浓度氨氮的废水进行物化处理。目前，较先进的生化脱氨主要有以下几类方法。
膜生物反应器技术
膜生物反应器(MBR)是一种由膜过滤取代传统生化处理技术中二次沉淀池和沙滤池的水处理技术。MBR将分离工程中的膜技术应用于废水处理系统，提高了泥水分离效率，并且由于曝气池中活性污泥浓度的增大和污泥中特效菌(特别是优势菌群)的出现，提高了生化反应速率。同时，通过降低F／M比减少剩余污泥产生量(甚至为零)，从而基本解决了传统活性污泥法存在的突出问题。
硝化菌为自养菌，生长繁殖的世代周期长，常规的生物脱氮工艺中，为保持构筑物中有足够数量的硝化菌以完成生物硝化作用，在维持较长污泥龄的同时也相应增大了构筑物的容积。此外，絮凝性较差的硝化菌常会被二沉池的出水带出，硝化菌数量的减少影响硝化作用，进而降低了系统的脱氮效率。膜生物反应器能够完全截留微生物，可以有效防止硝化菌的流失，是一种比较理想的硝化反应器。
在适宜的pH、DO条件下，容积负荷控制在2 kg／(m3•d)以下时，采用一体化膜生物反应器可以将浓度为2×103mg／L的氨氮转化为硝酸盐。
虽然采用膜生物反应器处理氨氮废水会解决传统活性污泥法存在的一些问题，但膜污染问题尚未见有较好的解决办法
短程硝化反硝化
生物硝化反硝化是应用最广泛的脱氮方式。由于氨氮氧化过程中需要大量的氧气，曝气费用成为这种脱氮方式的主要开支。短程硝化反硝化（将氨氮氧化至亚硝酸盐氮即进行反硝化），不仅可以节省氨氧化需氧量而且可以节省反硝化所需炭源。用合成废水试验确定实现亚硝酸盐积累的最佳条件。要想实现亚硝酸盐积累，pH不是一个关键的控制参数，因为pH在6.45～8.95时，全部硝化生成硝酸盐，在pH<6.45或pH>8.95时发生硝化受抑，氨氮积累。当DO＝0.7 mg/L时，可以实现65％的氨氮以亚硝酸盐的形式积累并且氨氮转化率在98％以上。DO<0.5 mg/L时发生氨氮积累，DO>1.7 mg/L时全部硝化生成硝酸盐。对低碳氮比的高浓度氨氮废水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行对比分析。试验结果表明，亚硝酸型脱氮可明显提高总氮去除效率，氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。此外，pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型具有重要影响。
短程硝化反硝化处理焦化废水的中试结果表明，进水COD、氨氮、TN 和酚的浓度分别为1201.6、510.4、540.1、110.4 mg/L时，出水COD、氨氮、TN和酚的平均浓度分别为197.1、14.2、181.5、0.4 mg/L，相应的去除率分别为83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。与常规生物脱氮工艺相比，该工艺氨氮负荷高，在较低的C/N值条件下可使TN去除率提高。
厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON)
厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。ANAMMOX的生化反应式为：
NH4++NO2－→N2↑+2H2O
ANAMMOX菌是专性厌氧自养菌，因而非常适合处理含NO2－、低C/N的氨氮废水。与传统工艺相比，基于厌氧氨氧化的脱氮方式工艺流程简单，不需要外加有机炭源，防止二次污染，又很好的应用前景。厌氧氨氧化的应用主要有两种：CANON工艺和与中温亚硝化（SHARON）结合，构成SHARON-ANAMMOX联合工艺。
CANON工艺是在限氧的条件下，利用完全自养性微生物将氨氮和亚硝酸盐同时去除的一种方法，从反应形式上看，它是SHARON和ANAMMOX工艺的结合，在同一个反应器中进行。固体废弃物填埋场渗滤液处理，溶解氧控制在1 mg/L左右，进水氨氮<800 mg/L，氨氮负荷<0.46 kgNH4+/(m3•d)的条件下，可以利用SBR反应器实现CANON工艺，氨氮的去除率>95%，总氮的去除率>90%。
ANAMMOX和CANON过程都可以在气提式反应器中运转良好，并且达到很高的氮转化速率。控制溶解氧在0.5mg/L左右，在气提式反应器中，ANAMMOX过程的脱氮速率达到8.9 kgN/（m3•d），而CANON过程可以达到1.5 kgN/（m3•d）。
好氧反硝化
传统脱氮理论认为，反硝化菌为兼性厌氧菌，其呼吸链在有氧条件下以氧气为终末电子受体在缺氧条件下以硝酸根为终末电子受体。所以若进行反硝化反应，必须在缺氧环境下。近年来，好氧反硝化现象不断被发现和报道，逐渐受到人们的关注。一些好氧反硝化菌已经被分离出来，有些可以同时进行好氧反硝化和异养硝化（如Robertson等分离、筛选出的Tpantotropha.LMD82.5）。这样就可以在同一个反应器中实现真正意义上的同步硝化反硝化，简化了工艺流程，节省了能量。
用序批式反应器处理氨氮废水，试验结果验证了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脱氮能力随混合液溶解氧浓度的提高而降低，当溶解氧浓度为0.5 mg/L时，总氮去除率可达到66.0%。
连续动态试验研究表明，对于高浓度氨氮渗滤液，普通活性污泥达的好氧反硝化工艺的总氮去除串可达10％以上。硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而下降；反硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明，在溶解氧为0.14 mg/L左右时会出现硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化现象。其速率为4.7mg/(L•h)，硝化反应KN＝0.37 mg/L；反硝化反应KD=0.48 mg/L。
在反硝化过程中会产生N2O是一种温室气体，产生新的污染，其相关机制研究还不够深入，许多工艺仍在实验室阶段，需要进一步研究才能有效地应用于实际工程中。另外，还有诸如全程自养脱氮工艺、同步硝化反硝化等工艺仍处在试验研究阶段，都有很好的应用前景。