氮的離子交換

A. 陰離子交換樹脂里的季胺基到底是怎麼回事……－N(CH3)3OH里氮的化學鍵是怎樣結合的怎麼還會多出電子

那個氫氧根是帶負號的，連在整體的最外面與碳相連但不構成化學鍵。還有氮本身連三回個鍵，還有答一對未用電子對，所以你寫的氮上化學鍵為那對電子，且氮上要有正號。如-N (cH3)3OH- 看不明白看有機化學

B. 脫氮的方法

要看是這里的氮是什麼形式，如果是氨氮的話，可以通過生物氧化、吹脫、高級氧化、離子交換等，如果是硝態氮的話可以生物反硝化、離子交換等

C. 市面上哪裡可以買到去除氨氮的離子交換樹脂謝謝

說氨氮還是太籠統了，不同的氨基酸形式有不同的N結構，需要看N原子在哪種氨基酸上，根據氨基酸的形式來選定離子交換樹脂。

D. 氮也循環為什麼植物還要不斷吸收含氮離子

你這個問題好像沒有吧問題說清楚。氮的循環主要通過微生物固氮，通過植物利用後直專接腐爛或屬轉變為動物的成分在腐爛，釋放到空氣中……平常氮肥中，除尿素之外，植物吸收的氮大多數就是離子狀態的含氮物，如，硝酸鹽、銨鹽，而根瘤菌和固氮菌固氮首先形成的就是氨（在酸性條件下就成了離子狀態）

E. 什麼叫做離子交換樹脂的再生

1. 離子交換樹脂是一種聚合物，帶有相應的功能基團。一般情況下，常規的鈉離子交換樹脂帶有回大量的鈉離子。答當水中的鈣鎂離子含量高時，離子交換樹脂可以釋放出鈉離子，功能基團與鈣鎂離子結合，這樣水中的鈣鎂離子含量降低，水的硬度下降。硬水就變為軟水，這是軟化水設備的工作過程。
   
   2.當樹脂上的大量功能基團與鈣鎂離子結合後，樹脂的軟化能力下降，可以用氯化鈉溶液流過樹脂，此時溶液中的鈉離子含量高，功能基團會釋放出鈣鎂離子而與鈉離子結合，這樣樹脂就恢復了交換能力，這個過程叫做「再生」。

F. 脫氮的脫氮法

脫氮法是為防止水體富營養化而對廢水進行除氮的過程。一般分為物理化學法和回生物法答脫氮兩種。物理化學法有氣提脫氮法、離子交換法、氯處理法等，通常很少採用。實踐中多採用硝化-反硝化作用的生物脫氮法對廢水進行處理。目前已對活性污泥法、生物膜法處理過程中的嫌氣反應與好氣反應經過各種形式組合設計出多種處理程序。

G. 工業電鍍廢水除氨氮會用到離子交換樹脂嗎

離子交換法
離子交換法是利用離子交換劑分離廢水中有害物質的方法。最常用專的交換劑是離屬子交換樹脂，樹脂飽和後可用酸鹼再生後反復使用。離子交換是靠交換劑自身所帶的能自由移動的離子與被處理的溶液中的離子通過離子交換來實現的。多數情況下，離子是先被吸附，再被交換，具有吸附、交換雙重作用。對於含鉻等重金屬離子的廢水，可用陰離子交換樹脂去除Cr(VI)，用陽離子交換樹脂去除Cr(Ⅲ)、鐵、銅等離子。一般用於處理低有害物質含量廢水，具有回收利用、化害為利、循環用水等優點，但它的技術要求較高、一次性投資大。

H. 氮遷移轉化機理的討論

從1913年Lohis開始對氮的遷移轉化進行系統研究以來，到目前為止，人們對氮污染和氮轉化的研究已經有九十年的歷史，期間經歷了從定性階段到定量階段的發展歷程。定性研究階段通過模擬研究，主要側重於機理方面的研究，國外的代表人物有LohisJ.C.Lance，A.Mercado，V.Janda，M.I.Soares等，國內的代表人物有鍾佐燊、朱兆良、李良謨、區自清等。定量研究階段主要側重於各種氮化合物相互轉化的量之間的關系研究，以公式或數學模型來描述，代表人物有Kinzelbach，W.Schafer，J.Grossmann，B.Merkel、王秉忱、孫訥正、林學鈺等。研究深度不斷加深，如C.M.Cho，Q.Zhou和倪吾鍾等研究了有溶解O₂存在條件下NO₃—N的反硝化作用（Cho，1982；Zhou et al.，1983；倪吾鍾等，2000），趙林等（1999，2001）通過向包氣帶中注入人工培植的高效脫氮菌對生物除氮的影響因素及變化規律進行了探討。最近研究發現，在厭氧反應器中氨可直接作為電子供體進行反硝化作用，稱為厭氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox ），許多學者對此進行了研究（Mulder et al.，1995；Roberson et al.，1990；Book et al.，1995；Fre-itag et al.，1987；Abeliovich et al.，1992）。現將 的各種氧化途徑及反應自由能總結如下（表2-19）。

表2 -19 的氧化途徑及反應自由能表

（據王建龍，1997）

由表2-18可知，一般生活污水中，氮主要以有機氮和氨氮的形式存在，其中有機氮占總氮的37％～41％，氨氮占總氮的59％～63％，亞硝酸氮和硝酸氮含量很少。我國七大水系：長江、珠江、黃河、松花江、遼河、淮河和海河的氨氮普遍嚴重超標，其中長江和淮河還存在亞硝酸鹽污染。室內試驗中由於為了探討排污河中重金屬對地下水的影響，加入了硝酸鉛，致使試驗進水中硝酸氮含量增加。本次試驗主要研究了硝酸氮、氨氮和總氮的遷移轉化規律，下面依次分階段進行討論。

（一）NO₃—N的遷移轉化

由本章第二節的數據可知，從NO₃—N出水濃度和進水濃度的比較來看，三柱都經歷了相同的變化過程，即經過了下面三個階段：出水濃度大於進水濃度，出水濃度略小於進水濃度和出水濃度遠小於進水濃度。如柱1第1～20d出水濃度大於進水，第21～43d出水濃度略小於進水，第44 ～225d出水濃度比進水濃度小1～5倍。柱2和柱3，在第1～11d出水濃度大於進水，第12 ～48d柱2的出水濃度比進水濃度小1 ～3倍，柱3的出水濃度比進水濃度小1～4倍，第49 ～216d柱2和柱3的出水濃度比進水濃度小幾倍、幾十倍到上百倍不等。從三柱出水NO₃—N的去除率來看，柱1在31d、柱2在22d和柱3在15d以前，三柱出水的NO₃—N去除率為負值，以後去除率逐漸升高，柱1去除率大多在70％以上，柱2和柱3多在75％以上。

第一階段 NO₃—N出水濃度大於進水濃度，去除率為負值。該階段主要發生在試驗初期，由於土柱未被堵塞，污水流速較快，隨污水帶入柱內少量溶解氧，發生了硝化作用，部分氨氮轉化成了NO₃—N，同時也不排除原來存在於砂土中的少量NO₃—N隨污水被帶了出來。

硝化作用是指NH₄—N在自養型微生物的作用下被氧化為NO₃—N的過程。反應分兩步進行。第一步是NH₄—N通過亞硝化菌轉化為NO₂—N，第二步是NO₂—N通過硝化菌轉化為NO₃—N，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

參與硝化作用的微生物主要為亞硝化毛桿菌屬、亞硝化球菌屬以及硝化桿菌屬，統稱為硝化菌。硝化菌的增長與水中NH₄—N、溶解氧（DO）以及碳源的濃度有關，但是，一般情況下，碳源不足以成為硝化菌增長的限制因素。因此，硝化菌的增長僅與NH₄—N和DO的濃度有關，增長速率符合雙重Monod模式，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：μ為硝化菌的比增長速率，（1/d）；μmax為硝化菌的最大比增長速率，（1/d）；SN為NH₄—N濃度，mg/L；S_o為溶解氧濃度，mg/L；K_N為氨氮飽和常數，mg/L；K_O為溶解氧飽和常數，mg/L。

影響硝化作用的因素主要包括溶解氧、溫度、pH、基質濃度以及毒物等。硝化作用的溫度范圍為5～50℃，最佳溫度為30～35℃。E_h >250～300mV產生硝化作用（沈照理等，1993）。在該階段三柱NO₃—N的出水濃度分別為：11.0～55.2mg/L、20.0 ～23.0mg/L和4.0 ～16.5mg/L，可以看出，柱1>柱2>柱3。本試驗中在其他影響因素相同的條件下，影響硝化作用的主要因素應是隨污水進入土柱內部的溶解氧的量。在該階段污水通過土柱的流量和滲流速度分別為：柱1在第1～31d的流量為313～567mL/h，流速為0.426 ～0.770m/d；柱2在第1～22d的流量為62～114mL/h，流速為0.084～0.173m/d；柱3在第15d的流量為46～120mL/h，流速為0.063～0.163m/d，污水流經柱1的流量和滲流速度均大於柱2和柱3，可以有更多的氧隨污水進入柱1。另一方面，從滲透介質的性質來看，柱1為粗砂，粗顆粒物質含量大，細顆粒物質含量小，不均勻系數小，介質內部顆粒之間的空隙連通性要好於柱2和柱3，為氧進入土柱創造了較為暢通的通道，所以柱1的硝化作用要強於柱2和柱3。該階段歷時非常短暫，如柱1為20d，柱2和柱3僅為11d。硝化作用時間的長短主要取決於排污河的水質以及河床下部滲透介質的性質等因素。

第二階段 NO₃—N出水濃度略小於進水濃度，出水的去除率開始由負值轉變為正值，但去除率數值不大。由於污染物不斷隨污水被帶到土柱內，污染物質的截留、吸附和沉澱等作用使土柱內越來越多的空隙被堵塞，隨污水進入介質內的溶解氧越來越少，介質內部由好氧環境逐步向微氧或厭氧環境過渡和轉變，硝化作用越來越弱，反硝化作用開始產生。該階段歷時也很短，如柱1為22d，柱2和柱3為36d。

第三階段 NO₃—N的出水濃度遠小於進水濃度，出水去除率較第二階段增大很多。隨著滲流時間的延長，土柱內部的堵塞更加嚴重，能進入柱內的氧變得更少，介質內部基本上成為微氧或厭氧環境，此時NO₃—N主要通過反硝化作用去除。該階段歷時很長，柱1為181d，柱2和柱3為167d。

反硝化作用是指NO₃—N通過微生物還原為氣態氮（N₂、N₂O）的過程。參與該過程的微生物通常是異養型細菌，其細胞合成所需的能量主要來自於有機碳，適用於厭氧環境。反應式如下：

河流滲濾系統污染去除機理研究

上式可分解為下列三個主要反應：

河流滲濾系統污染去除機理研究

如果碳源為葡萄糖（C₆H₁₂O₆），則反硝化作用可表示如下：

河流滲濾系統污染去除機理研究

因此，在反硝化過程中， 和有機物兩者均作為反硝化菌的基質被同時利用，其反應動力學可用雙重Monod模式描述，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：vDN為反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k為最大反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k₁為有機物的米氏常數，mg/L；k₂為NO₃—N的米氏常數，mg/L；S1為有機物（BOD5）濃度，mg/L；S₂為NO₃—N濃度，mg/L。

影響反硝化作用的因素主要有有機碳源的種類和濃度、硝酸鹽濃度、溶解氧、溫度、pH以及毒物。反硝化作用的溫度范圍為3～85℃，最佳溫度為35～65℃；E_h <250 ～300mV產生反硝化作用，一些學者認為，反硝化的主要產物是N₂O；只有pH >7時，N₂O可迅速還原為N₂，pH <6時，這個反應受強烈抑制（沈照理等，1993）。

綜上所述，由於硝化作用非常短暫，它只對排污河形成早期河床下部滲透介質中NO₃—N的去除起到一定的作用，NO₃—N最主要還是通過反硝化作用去除。

（二）氨氮的遷移轉化

三柱氨氮的遷移轉化也經歷了三個階段，其中柱2和柱3由於介質性質比較接近，變化規律相似，現分開討論。

柱1經歷了這樣三個階段：第17d以前，出水濃度小於進水濃度，並且出水濃度隨時間逐漸增大，第17d時氨氮基本產生穿透；第18～140d，出水濃度仍然小於進水濃度，但進出水濃度非常接近，去除率大多小於10％；第141～225d，出水濃度大於進水濃度。第一階段，氨氮的吸附作用和硝化作用同時發生，這兩種作用對於出水氨氮濃度的變化起著相反的作用，從開始吸附到逐漸達到吸附飽和，出水氨氮濃度應是逐漸增加的，而硝化作用應使氨氮濃度減小，所以，本階段主要是氨氮達到吸附飽和產生穿透的過程，該過程中也會伴隨硝化作用，但硝化作用不對氨氮濃度變化起主導作用；第二階段，由前面NO₃—N的遷移轉化規律分析可知，滲流第1～20d主要發生硝化作用，第21 ～43d由硝化作用向反硝化作用過渡，所以在本階段的前期，會有微弱的硝化作用發生，後期可能還會有少量的吸附作用存在，造成本階段的氨氮去除率很低；第三階段，氨氮達到吸附飽和產生解吸，故氨氮出水濃度大於進水濃度。

柱2和柱3經歷的三個階段為：柱2在第1～106d，柱3在第1～96d，出水濃度很小，比進水降低了10多倍；柱2在第107～141d，柱3在第97～131d，出水濃度比進水分別降低了1 ～2倍和2～3倍；柱2在第142～216d，柱3在第132 ～216d，出水濃度比進水濃度有所升高，但升高幅度不大。第一階段，由於柱2和柱3為中砂，黏粒物質含量大（見表2-4），吸附作用顯著，再加上本階段前期的硝化作用，故出水的氨氮濃度很小，去除率很高（>90％）；第二階段，隨著滲流時間的延長，氨氮吸附漸趨飽和，所以柱2和柱3出水的氨氮濃度開始回升，直至在第131d和第141d分別達到吸附飽和產生穿透；第三階段，同樣是發生了氨氮的解吸。

河流滲濾系統污染去除機理研究

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其中， 、Ca^2＋和Mg^2＋為水中相應離子的濃度，meq/L。

AAR和EAR（交換性氨比）的關系遵循下列回歸方程：

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：EAR為交換性氨比，無量綱；xNH₄為土中的交換性氨，meq/100g；CEC為陽離子交換容量，meq/100g。變換式（2-15）可得

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表2-20 氨的吸附計算表

作者對三柱氨氮的吸附進行了計算。通過測試得知，生活污水中的Ca^2＋、Mg^2＋和 的平均濃度分別為：1.955meq/L、1.475meq/L和3.51meq/L，代入式（2-13）求得水的氨吸附比AAR為4.597，再代入式（2-14）得到交換性氨比EAR為0.519，然後由式（2-16）可求出土中的交換性氨xNH₄，xNH₄乘以土柱的裝土量求得土柱的氨吸附容量，最後可以由土柱的氨吸附容量除以污水中 的濃度，反求出當土柱達到吸附飽和時輸入的總水量，計算結果列於表2-20。從表2-20可以看出：柱2和柱3由於污水滲流速度比較慢，水力停留時間較長，所以氨的吸附反應進行比較徹底，達到吸附飽和時輸入水量的計算值和實測值相差不大，而柱1則由於滲透介質為粗砂，污水流速快，在試驗初期氨的吸附反應進行不充分，所以輸入水量的計算值和實測值相差很大。每一種介質都有一定的吸附容量，當達到吸附飽和時，吸附作用對氮的去除很快就會失效，前面的試驗結果也證實了這一點，當氨產生穿透以後發生了氨的解吸現象。可見，不管是粗砂還是中砂，氨氮很容易在其中遷移，對地下水構成威脅，只是由於粗砂粒徑大，不均勻系數小，污水通過粗砂時滲透流速快，氨氮能夠更迅速地進入地下水，而在中砂中，氨氮需要足夠的時間，待其達到吸附飽和後同樣也能進入地下水，對地下水造成污染。

（三）總氮的遷移轉化

總氮的遷移轉化規律實際上是氨氮和NO₃—N遷移轉化規律的綜合反映，是吸附作用、硝化作用和反硝化作用共同作用的結果和體現。由於上面已經對氨氮和NO₃—N的遷移轉化進行了深入探討，故這里不再對總氮進行過多贅述。

對於一般都有著十幾年到幾十年納污歷史的排污河來說，吸附作用是非常短暫的，氮去除的最主要機制還應是在微生物作用下的硝化和反硝化作用。室內試驗表明，僅在排污河形成初期由於河床下部滲透介質未被污染物質堵塞，滲透性能較好，O₂可隨污水進入滲透介質內，發生了硝化作用，很快地滲透介質內部變成微氧或厭氧環境，並且排污河形成的時間越長，在河床底部形成的底泥厚度越大，河床下部滲透介質內部的厭氧程度越高。排污河水在下滲過程中氮的去除主要依靠反硝化作用，這是排污河氮轉化的最主要的特點。

I. 離子交換-半微量化學分析法

銅的硫化礦物黃銅礦、輝銅礦和斑銅礦的分析可參照黃鐵礦的分析流程(圖69.1)

試樣用王水分解後制回成0.2mol/LHCl溶液上陽答離子交換柱，用0.2mol/LHCl淋洗後，於流出液中測定砷、磷和硒。用2mol/LHCl淋洗其他組分。

銅的測定最好單獨取樣。

分析步驟

(1)試樣分解及砷、磷、硒、硫、鈣、鎂、鋅、鈷、鎳、鉻、錳和銦的測定

稱取50mg(精確至0.01mg)試樣，置於100mL燒杯中，按本章69.1.1離子交換分離-半微量分析法分析黃鐵礦的分析步驟溶解，上陽離子交換柱，淋洗，測定As、P、Se、S、Ca、Mg、Zn、Co、Ni、Cr、Mn和In。

(2)銅和鐵的測定

稱取20mg(精確至0.01mg)試樣，置於100mL燒杯中，用HCl和HNO₃溶樣，然後用NH₄Cl-NH₄OH小體積沉澱法使銅與鐵分離。在濾液中用碘量法測定銅。

沉澱用HCl溶解後取部分溶液用1，10-鄰二氮菲光度法測定鐵。

注意事項

1)輝銅礦因鐵量很低，可在陽離子交換的流程中用原子吸收光譜法測定。

2)硫也可以單獨取樣，用硫酸鋇重量法測定。

J. 陽離子交換量、全氮、有效磷、速效鉀、PH值、有機質這些之間有什麼關系，比如說PH值高某個就會高

有機質和全氮呈相關性，一般全氮的測定值大約為有機質測定值的1/5；陽離子交換量與有效磷、鉀呈相關性，陽離子交換量大，有效磷、鉀也大；PH值高，有效磷、鉀低