1、吹脱法
在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比相关。
而控制吹脱高效低的主要因素是温度、气液比和pH。
在水温大于25 ℃,气液比限制在3500左右，渗滤液pH限制在10.5左右，对于氨氮高浓度达2000～4000mg/L的垃圾渗滤液，消除率达到到90%以上。吹脱法在低温时氨氮消除效率不高。
采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮污水(比如882mg/L)进行了处理试验。zui佳工艺条件为pH=11，超声吹脱时间为40min，气水比为1000：1试验结果表明，污水采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果显著增长，与传统吹脱技术相比，氨氮的消除率增加了17%～164%，在90%以上，吹脱后氨氮在100mg/L以内。
为了以较低的代价将pH调整至碱性，需要向污水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。同时，为了预防吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。
在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240mg/L)时发目前pH=11.5，反应时间为24h，仅以120r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮消除率即达到95%。http://www.10260.com而在pH=12时通过曝气脱氨氮，在第17小时pH开始回落，氨氮消除率仅为85%。据此认为，吹脱法脱氮的主要机理必须是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。
2、沸石吸附
利用沸石中的阳离子与污水中的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污水或含微量重金属的污水。但是，蒋建国等探讨了沸石吸附法消除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明，每克沸石拥有吸附15.5mg氨氮的极限潜力，当沸石粒径为30～16目时，氨氮消除率达到了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，沸石作为吸附剂消除渗滤液中的氨氮是可以的。
用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥污水时发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果zui好，再者是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮消除率，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是更适合的尺寸。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，一般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。
3、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。这种方法易于操作，氨氮回收率高，无二次污染。蒋展鹏等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污水可取得优秀的效果。电渗析法处理氨氮污水2000～3000mg/L，消除率能在85%以上，同时可得到8.9%的浓氨水。此法工艺过程简单、不消耗药剂、运转过程中消耗的电量与污水中氨氮浓度成正比。PP中空纤维膜法脱氨效率>90%，http://www.10260.com回收的硫酸铵浓度在25%左右。运转中需加碱，加碱量与污水中氨氮浓度成正比。
乳化液膜是种以乳液形式已知的液膜拥有选择透过性，适用于液-液分离。分离过程通常是以乳化液膜(比如煤油膜)为分离物质，在油膜两边通过NH3的浓度差和扩散传递为带动力，使NH3进入膜内，因而实现分离的目的。
4、MAP沉淀法
重点是利用以下化学反应：
Mg2+NH4+PO43-=MgNH4PO4↓
理论上讲以一定比重向包括高浓度氨氮的污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)，消除污水中的氨氮。穆大纲等采用向氨氮浓度极强的工业污水中投加MgCl2•6H2O和Na2HPO4•12H2O生成磷酸铵镁沉淀的方法，以消除其中的高浓度氨氮。结果表明，在pH为8.91，Mg2 ，NH4 ，PO43-的摩尔比为1.25:1:1，反应温度为25℃，反应时间为20min，沉淀时间为20min的条件下，氨氨质量浓度可由9500mg/L减少到460mg/L，消除率达到95%以上。
由于在多数污水中镁盐的含量与磷酸盐和氨氮会较低，虽然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，并且其中包括大量的镁盐。Kumashiro等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大概在32g/L为海水的27倍。Lee等用MgCl
2、海水、盐卤分别做为Mg2 源以磷酸铵镁结晶法处理养猪场污水，结果表明，pH是zui关键性的控制参数，当终点pH≈9.6时，反应在10min内就能完成。由于污水中的N/P不平衡，与其他两类Mg2 源相比，盐卤的除磷效果相同而脱氮效果略差。
5、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，这种方法还能起到杀菌作用，但是产生的余氯会对鱼类有影响，故必须附设除余氯设施。
在溴化物已知的情况下，臭氧与氨氮会发生如下相似折点加氯的反应：
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32L的连续曝气柱对合成污水(氨氮600mg/L)进行试验研究，探讨Br/N、pH及其初始氨氮浓度对反应的影响，以确定消除zui多的氨氮并产生zui少的NO3-的zui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3.6～4.0kg/(m3•d)时，氨氮负荷减少则NFR减少。出水pH=6.0时，NFR和BrO--Br(有害副产物)zui少。BrO--Br可由Na2SO3定量分解，Na2SO3投加量可由ORP控制。
6、生化联合法
物化方法在处理高浓度氨氮污水时不会因为氨氮浓度超标而受限，但是不可以将氨氮浓度降到充分低(如100mg/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污水进行物化处理。
研究采用吹脱-缺氧-好氧工艺处理含高浓度氨氮垃圾渗滤液。结果表明，吹脱条件限制在pH=9
5、吹脱时间为12h时，吹脱预处理可消除污水中60%以上的氨氮，再经缺氧-好氧生物处理后对氨氮(由1400mg/L降至19.4mg/L)和COD的消除率>90%。
Horan等用生物活性炭流化床处理垃圾渗滤液(COD为800～2700mg/L，氨氮为220～800mg/L)。研究结果表明，在氨氮负荷0.71kg/(m3•d)时，硝化消除率达到90%以上，COD消除率达70%，BOD全部消除。http://www.10260.com以石灰絮凝沉淀 空气吹脱做为预处理手段提高渗滤液的可生化性，在随后的好氧生化处理池中加入吸附剂(粉末状活性炭和沸石)，发现吸附剂在0～5g/L时COD和氨氮的消除效率均随吸附剂浓度增加而提高。对于氨氮的消除效果沸石要强于活性炭。
膜-生物反应装置技术(MBR)是将膜分离技术与通常的污水生物反应装置有机组合产生的一种新一代高效的污水处理设备。MBR处理高效，出水能直接回用，设备少战地面积小，剩余污泥量少。其难题在于保持膜有较大的通量和预防膜的渗漏。李红岩等利用一体化膜生物反应装置进行了高浓度氨氮污水硝化特性研究。研究结果表明，当原水氨氮浓度为2000mg/L、进水氨氦的容积负荷为2.0kg/(m3•d)时，氨氮的消除率达到99%以上，系统比较稳定。反应装置内活性污泥的比硝化速率在半年的时间内基本稳定在0.36/d左右。
7、传统生物脱氮法
通常的生物脱氮技术始于上世纪30年代，真正使用在20世纪70年代。自Barth三段生物脱氮工艺的开创，A/O工艺、序批式工艺等脱氮工艺陆续被提出并且使用在工程实际。
三段生物脱氮工艺
三段生物脱氮工艺过程如图所示，该工艺是将有机物降解、硝化作用及其反硝化作用三个阶段独立开来，每一阶段后面都有各自独立的沉淀池和污泥回流系统。第一段曝气池的重要作用是代谢分解有机物，并且使有机氮氨化。第二段硝化池主要进行硝化反应，将氨氮氧化，同时需投加碱度以维持一定的pH值。第三段是反硝化反应装置，硝态氮在缺氧条件下被还原为N2，安装搅拌设备使污泥混合液呈悬碳源以满足浮状态，并外加反硝化反应所需的碳源。
A/O生物脱氮工艺
A/O 生物脱氮工艺如图所示，该工艺将缺氧段放在系统前端，其发生反硝化反应产生的碱度可以少量补充硝化反应之需。另外，缺氧池中反硝化反应利用原污水中的有机物为碳源可以减少补充碳源的投加甚至不加。通过内循环将硝化反应产生的硝态氮转移到缺氧池进行反硝化反应，硝态氮中氧作为电子受体，供应反硝化菌的呼吸作用和生命活动，并完成脱氮工序。
在 A/O 生物脱氮工艺中，硝化液回流对比系统的脱氮效果影响很大。若回流比控制过低，则无法提供充足的硝态氮进行反应，使硝化作用不完全，继而影响脱氮效果；若控制过高，则导致硝化液与反硝化菌接触时间缩短，因而减少脱氮效率。所以，在实际的运转过程中需要控制合适的硝化液回流比，使系统脱氮效果达到zui佳水平。
序批式脱氮工艺（比如CASS）
序批式脱氮工艺与A/O工艺相比，其运转方法有所不同，但在脱氮反应机理上基本与A/O生物脱氮工艺一致。序批式工艺为间歇的运转方法，采用一个独立的反应池取代了通常的由多个拥有不同功能的反应区组成的A/O生物脱氮反应装置。序批式脱氮工艺以时间的交替方法实现了缺氧/好氧环境，取代了传统空间上的缺氧/好氧，因其拥有简单的结构和灵活的操作模式而倍受研究者的关注和研究。
7、新一代生物脱氮法
近些年来国内外出现了一些全新的脱氮工艺，为高浓度氨氮污水的脱氮处理提供了新的途径。主要包括短程硝化反硝化、好氧反硝化和厌氧氨氧化。
1.短程硝化反硝化
生物硝化反硝化是应用zui广泛的脱氮方法。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法的主要开支。短程硝化反硝化(将氨氮氧化至亚硝酸盐氮即进行反硝化)，不单可以节约氨氧化需氧量并且可以节约反硝化所需炭源。Ruiza等用合成污水(模拟含高浓度氨氮的工业污水)试验确定实现亚硝酸盐积累的zui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=0.7mg/L时，可实现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<0.5mg/L时发生氨氮积累，DO>1.7mg/L时全部硝化生成硝酸盐。刘俊新等对低碳氮比的高浓度氨氮污水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行了对比分析。试验结果表明，亚硝酸型脱氮可明显提高总氮消除效率，氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。另外，pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型拥有重要影响。
短程硝化反硝化处理焦化污水的中试结果表明，进水COD、氨氮、TN 和酚的浓度分别为1201.
6、510.
4、540.
1、110.4mg/L时，出水COD、氨氮、TN和酚的平均浓度分别为197.
1、14.
2、181.
5、0.4mg/L，相应的消除率分别为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消除率提高。
2.厌氧氨氧化(ANAMMOX)
厌氧氨氧化（ANAMMOX）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：
NH4NO2-→N2↑ 2H2O
ANAMMOX菌是专性厌氧自养菌，因此十分适合处理含NO2-、低C/N的氨氮污水。与传统工艺相比，基于厌氧氨氧化的脱氮方法工艺过程简单，不用外加有机炭源，预防二次污染，又很不错的应用前景。厌氧氨氧化的应用主要包括两类：CANON工艺和与中温亚硝化(SHARON)组合，产生SHARON-ANAMMOX联合工艺。
3.全程自养脱氮(CANON)
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消除的一种方法，从反应形式来看，它是SHARON和ANAMMOX工艺的组合，在相同个反应装置中进行。孟了等发现深圳市下坪固体废弃物掩埋场渗滤液处理厂，溶解氧限制在1mg/L左右，进水氨氮<800 mg/L，氨氮负荷<0.46kg，NH4/(m3•d)的条件下，可以利用SBR反应装置实现CANON工艺，氨氮的消除率>95%，总氮的消除率>90%。
Sliekers等的试验表明ANAMMOX和CANON过程均能在气提式反应装置中运转良好，并且达到极强的氮转化速率。控制溶解氧在0.5mg/L左右，在气提式反应装置中，ANAMMOX过程的脱氮速率达到8.9kgN/(m3•d)，而CANON过程能达到1.5kgN/(m3•d)。
4.同步硝化反硝化
根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应装置中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的相同个反应装置中；事实上，较早的时期，在一些没有显著的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就层多次查看到氮的非同化损耗现象，在曝气系统中也曾多次查看到氮的消失。
在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在相同的处理条件及相同处理空间内，所以，这些现象被叫作同步硝化/反硝化（SND）。目前同步硝化反硝化的的代表工艺是MBBR。
5.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。近些年来，好氧反硝化现象持续被发现和报道，逐步受到人们的关注。一些好氧反硝化菌已经被分离出来，部分能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)。如此就能在相同个反应装置中实现真正意义上的同步硝化反硝化，优化了工艺过程，节约了能量。
序批式反应装置处理氨氮污水，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减少，当溶解氧浓度为0.5mg/L时，总氮消除率达到到66.0%。
连续动态试验试验表明，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消除串达到10%以上。硝化反应速率随着溶解氧浓度的减少而下降;反硝化反应速率随着溶解氧浓度的减少而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明，在溶解氧为0.14mg/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=0.37mg/L;反硝化反应KD=0.48mg/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，比较多工艺仍在实验室阶段，需要不断研究才能够有效使用在实际工程中。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于试验研究阶段，都有很不错的应用前景。