废水中总氮处理方法范文

导语：如何才能写好一篇废水中总氮处理方法，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

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关键词：沸石；SBR系统；SBR-沸石系统；氨氮废水

中图分类号：X703文献标识码：A文章编号：16749944（2013）12016104

1引言

我国水体中氨氮污染很严重。1998年中国环境公报[1]显示，我国水体污染严重，而氨氮为水体主要污染指标之一。氨氮排入水体，特别是流动较缓慢的湖泊、海湾，容易引起水中藻类及其他微生物大量繁殖，形成富营养化污染，除了会使自来水处理厂运行困难，造成饮用水的异味外，严重时会使水中溶解氧下降，鱼类大量死亡，甚至会导致湖泊的干涸灭亡[2]。另外，氨氮对某些金属也有腐蚀作用，而且对水中的投氯消毒也有不利影响。因此，应严格控制水中的氨氮浓度。

水中的氨氮来源很多，排放量也很大。生活污水、禽畜饲养场出水、农田出水、化粪池渗滤液、垃圾渗滤液、氮肥厂废水、炼焦厂废水、味精厂废水、湿冶厂排出水中都含有大量的氨氮，而且这些污水中氨氮浓度大都很高。如炼焦厂废水达2000mg/L以上，味精厂某些废水中的氨氮浓度超过10000mg/L，而国家综合排放标准中规定氨氮最高允许排放浓度为15mg/L。由此看来，氨氮的治理任务迫切而又艰巨。

本课题设计在SBR反应器内加入少量沸石粉末，使其与生化系统中的活性污泥形成胶状生物团，利用沸石对氨氮具有选择性吸附能力这一特点，使活性污泥与沸石界面之间的氨氮浓度能够有所提高。这使水体中的氨氮在反应器中的停留时间明显延长，非常有利于硝化菌和反硝化菌对氨氮进行氧化—还原，可能使反应系统处理氨氮的能力增强，从而在进水氨氮含量较高的情况下（>80mg/L），其出水的NH3＼|N值保持处于较低的水平（

2材料与方法

2.1实验材料

沸石（粒径0.8～1.7mm）、SBR反应器、250mL具塞锥型瓶、氨水、81-2型磁力恒温搅拌器、MODEL818型pH计、蒸馏装置、五头曝气机、曝气头、定时器、活性污泥（来自金山石化厂）。

2.2测定方法

水中氨氮测定——蒸馏和滴定法 （GB7478-87）；化学需氧量（CODCr）测定——重铬酸盐法 （GB11914-89）；亚硝酸根测定——比色法；硝酸根测定——苯酚磺酸法[3]。

2.3沸石对废水中氨氮的吸附能力的研究

2.3.1沸石吸附饱和实验

称取定量氯化氨，溶于定量去离子水中，使溶液氨氮浓度约为150mg/L，调节pH值至约等于6。取多个洁净干燥500mL具塞锥型瓶，置入一定质量沸石（4.000g），以500mL容量瓶移配好溶液至瓶中，恒温条件下同时开动搅拌，每隔1h取2瓶停机静沉10min后取样，以滤纸自然渗滤，取滤液50mL，蒸氨测定。实验在前4h连续进行。当变化值变小时，则为间隔24h。

2.3.2高浓度进水实验

称取定量氯化氨，溶于定量去离子水中，使溶液氨氮浓度约为600mg/L，调节pH值至约等于6。取多个洁净干燥250mL具塞锥型瓶，置入一定质量沸石（2.5000g），以250mL容量瓶移配好溶液至瓶中，恒温条件下同时开动搅拌，每隔1h取1瓶停机静沉10min后取样，以滤纸自然渗滤，取滤液20mL，蒸氨测定。实验在前5h连续进行。当变化值变小时，则为间隔24h。

2.3.3pH值对沸石吸附氨氮能力的影响

称取定量氯化氨，溶于2L去离子水中，使其中氨氮浓度约为150mg/L。取6个洁净干燥250mL具塞锥型瓶，置入一定量沸石，以pH计调节溶液pH值至约等于3.5、4、5、6.5、7、7.5时分别取出250mL定容后倒入具塞锥型瓶，另取一洁净干燥250mL具塞锥型瓶，移250mL pH值为7.5的溶液入内。将上述锥型瓶置于摇床恒温20℃状况下，摇24h后取下静沉，经滤纸自然渗滤后，取滤液蒸氨滴定。

2.3.4有机物对沸石吸附氨氮能力的影响

取6个250mg/L具塞干燥的锥型瓶，各放入2g沸石，其中3个各放入一些苯钾酸钠，然后放在磁力恒温搅拌器上搅拌，分别在1h、2h、3h测氨氮浓度，

2013年12月绿色科技第12期

王伟萍，等：SBR-沸石系统处理氨氮废水的研究环境与安全

2.4SBR-沸石系统处理含氨氮废水能力的研究

2.4.1SBR系统的曝气实验

在曝气池内投入一些其他污水厂的浓缩污泥或脱水污泥，投入微生物所需要的营养液（C∶N∶P=100∶5∶1）进行闷曝，数小时后停止曝气，排水，然后将上清液放掉1/3，再加营养液，每天2次，3d后，测COD值。若COD有50%去除率，可使进水中的COD值增加至500mg/L；若COD去除率达60%～70%，假如要处理的COD在1000mg/L，则可减少所投入的营养，增加废水水量，但COD还是控制在500～600mg/L。3d后若COD去除率不变，则再次减少营养，增加废水水量，一直到废水全部进入曝气池内达到设计要求，若废水中缺N、P，则按比例根据水量每天要补加投入。

2.4.2沸石-SBR系统去除氨氮的影响

在其中一个SBR系统中投入10g沸石，另一个则不投，此时污泥指数MLSS=2800 mg/L，SV30=30%，曝气8h，静沉4h，然后出水测氨氮浓度、COD和总氮，进行比较。

3结果与讨论

3.1沸石对氨氮废水的影响

3.1.1沸石的离子交换性质

沸石是一种密集铝的硅酸盐，结构是以Si为中心，形成4个顶点有O配置的SiO4四面体，Al取代Si并置换成AlO4四面体的结合体，一般可用以下化学式表示：

沸石作为离子交换体，具有特殊的离子交换特性，对离子的选择交换顺序如下所示：

可见，沸石对氨离子有较高的选择性，采用沸石进行离子交换处理，从污水中吸附氨氮是可行的[4]。

3.1.2沸石吸附饱和时间、饱和量实验

由图1可以看出， 0～6h时吸附量逐渐增大，随后吸附变慢，沸石吸附氨氮的趋于平衡。沸石的最大NH+4＼|N吸附容量为14～20mg/g沸石，在我们现有条件下，沸石的NH+4＼|N吸附容量约在10mg/g沸石左右。通常情况下，沸石达到NH+4＼|N吸附饱和所需时间较长，但由于其吸附具有开始时较快，之后越来越慢，在较短时间（约不到1h）内完成大部分吸附的特点，因此在实际工程中具有较大利用价值。

由图2可知，进水的氨氮浓度对吸附容量和吸附饱和时间有较大影响。在0～4h时氨氮浓度由600mg/L降到32.55mg/L，吸附量变大。因此，进水氨氮浓度越大，沸石对氨氮吸附的吸附量就越大，吸附速度也就越快。

3.1.3影响沸石吸附氨氮能力因素的实验

由图3可知，在通常情况下（pH=4～8之间），pH值的变化对沸石对NH+4＼|N吸附容量的影响很小，当我们在处理pH值约为7的普通废水时，可不考虑pH值对NH+4＼|N吸附容量的影响。

由图4可知，1h时，加入苯甲酸钠的废水测得的氨氮浓度明显比未加苯甲酸钠的要高，说明沸石对有机物和氨氮同时吸附，但到了2h、3h时，这个差距就很小，几乎可忽略。因此对我们的SBR系统（曝气8h）而言，有机物的影响可忽略。

3.2SBR-沸石系统处理含氨氮废水能力的研究

3.2.1SBR系统曝气时间的影响

在培养污泥的同时，我们需要确定SBR系统曝气时间的大小，经过烧杯实验，我们得出结果，见图5。由图5可以看出，COD随时间增加而呈直线降低。到了8h及9h COD不再下降，基本保持水平。到达12h后，COD又呈上升趋势。一般来说，废水的停留时间为8h的时候处理效果是最佳的。因此本课题的SBR系统采用曝气8h，静沉4h的方案。

3.2.2投加沸石对SBR系统去除氨氮的影响

由图6可知，投入沸石使SBR系统去除氨氮的效率平均提高6.5%。由于生物脱氮的去除率一般能达到80%左右，再要提高不太容易，但投入沸石后使氨氮去除率提高了6.5%，说明加入沸石对SBR系统去除氨氮很有效，对低浓度氨氮废水的处理，这种SBR-沸石的方法就更有效。

由图7可知，SBR生化系统对COD的去除率很高，一般都超过90%，加入沸石后，COD去除率确有一些提高，但提高不大，平均在1%。因此，投与不投沸石对COD的去除率没有影响。

由图8可以看出，由生物硝化-反硝化原理，氨氮经硝化过程，变成硝态氮和亚硝态氮，但废水中总氮量并未变化，只有经反硝化过程，变成氮气逸出这时总氮量减少。在氨氮很低的情况下，氨氮去除率为100%。由以上图6、7和图8可知，SBR投入沸石的总氮去除率比纯SBR法的总氮去除率平均提高27.6%，看来投沸石对SBR法去除总氮的处理效果较明显。

4结语

（1）进水氨氮浓度越大，沸石对氨氮的吸附量就越大，且吸附速度也越快。pH值对沸石吸附氨氮的能力影响很小，当进水pH值在7左右时，可忽略pH值的影响。COD对沸石吸附氨氮的能力影响可以忽略。

（2）投加沸石以后，SBR法对氨氮的去除率比纯SBR法提高了6.5%，这说明加入沸石对SBR法去除氨氮很有效。对COD的去除率比纯SBR法只提高了1%，所以我们近似认为，投加沸石与否对COD的影响不大。 SBR-沸石的总氮去除率比纯SBR法的总氮去除率平均提高27.6%，看来投沸石对SBR法去除总氮的处理效果较明显。

（3）加入10g沸石后，即1L废水加3g左右沸石，SBR系统对氨氮和总氮的去除作用一直持续了1个月左右，由此可见，这种SBR加沸石的方法还是比较经济，且效果比较明显。

参考文献：

[1] 国家环保总局.1998年中国环境公报[J].环境保护，1999（7）.

[2] 钱易. 环境保护与可持续发展[M].北京：高等教育出版社，2000：50～51.

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1实验部分

1.1试剂和仪器NaHCO3、甲醇均为工业级；SartoriusAG型精密pH计：德国赛多利斯公司；DR2800型水质分析仪：美国哈西公司；723N型可见分光光度计：上海启威电子有限公司；BT-210S型电子分析天平：德国赛多利斯公司；YSI550A型溶氧仪：美国YSI金泉公司，DP5000在线pH计：米顿罗；SG3便携式电导率仪：瑞士梅特勒。试验用SH-pH型pH控制-补料摇床：上海国强生化工程装备有限公司。

1.2废水水质试验用水取自某氮肥企业的污水储罐。首先经过硝化细菌脱氨氮处理后，废水中累积了大量的亚硝酸盐，然后利用硝化反应之后的废水进行反硝化脱氮规律研究，反硝化过程以甲醇作为碳源。反硝化用水水质见表1。

1.3生物样品来源硝化阶段以抚顺石油化工研究院开发的以亚硝酸菌为主的硝化污泥[7]作为接种污泥，反硝化阶段以亚硝酸盐为底物的反硝化菌为主的反硝化颗粒污泥[8]作为接种污泥。

1.4试验方法试验首先利用100L反应器，采用亚硝化细菌为主的活性污泥完成尿素生产过程产生废水的硝化脱氨氮反应，然后再利用硝化反应的出水作为反硝化脱氮反应的进水，采用自动控制补料摇床进行批次试验，研究反硝化脱氮规律，确定针对尿素生产过程排放废水的反硝化适宜pH和碳氮比。

1.5分析方法ρ（NH3-N）采用GB7478-1987《水质-铵的测定-蒸馏滴定法》测定；ρ（NO2--N）采用GB7493-1987《水质-亚硝酸盐氮的测定-分光光度法》测定；ρ（NO3--N）采用GB7480-1987《水质-硝酸盐氮的测定-酚二磺酸分光光度法》测定；DO和温度采用溶氧仪测定；pH采用pH计测定。COD采用GB11914-1989《水质-化学需氧量的测定-重铬酸盐法》测定；污泥浓度(以MLSS计)采用重量法测定。

2结果与讨论

2.1C/N对反硝化过程的影响在反硝化过程中，碳源除了作电子供体外，还作为微生物生长所需营养物质而被消耗，所以污水中污染源种类和浓度不同，则需要不同的碳氮比。本试验将DO控制在0.5~2.0mg/L范围内，调节初始pH为8.0，污泥浓度(MLSS)为1800mg/L左右，在进水C/N分别为1∶1、2∶1、3∶1、4∶1、5∶1和6∶1六种情况进行试验，反应液体积均为150mL，考察不同C/N条件下的反硝化脱氮效果。

2.1.1C/N对TN去除率的影响从图1可以看出，在不同C/N条件下颗粒污泥脱氮效果存在很大差别。当C/N≥3∶1时，反应进行6h，总氮去除率达99%以上；当C/N为2∶1时反应进行6h，总氮去除率只有76.79%，此后不再进行反硝化脱氮；而C/N为1∶1时，反应进行4h总氮去除率达38.8%，此后停止反硝化，表明碳源不足限制了反硝化反应的继续进行。由此可见充足的碳源是保证反硝化脱氮顺利进行的必要条件。

2.1.2C/N对COD去除率的影响从图2可以看出，C/N不同，颗粒污泥对COD的去除效果具有明显差别，在6h前反应液中COD的去除率均呈上升趋势，且随着C/N的增加，上升趋势变缓；反应进行6h后，当C/N≤3∶1时，COD去除率达到80%以上；当C/N为5∶1和6∶1时COD去除率只有56.75%和51.28%，这表明C/N过高将影响COD的去除效果，虽然能保证良好的脱氮效果，但是水样中会有大量的剩余COD，这仍然影响出水水质。综合考虑TN和COD的去除，将C/N控制在3∶1左右可同时满足脱氮和除COD的需要。

2.2初始pH对反硝化过程的影响有文献报道反硝化反应最适宜的pH值是6.5~7.5，pH高于8或者低于6时，反硝化速率将大为下降。本实验将DO控制在0.5~2.0mg/L范围内，C/N为3∶1，MLSS为1800mg/L，进水初始pH分别调整为6.5、7.0、7.5、8.0、8.5和9.0六种情况，反应液体积均为150mL。试验过程中检测6h内总氮和COD随反应时间的变化规律。

2.2.1TN去除效果图3是不同初始pH条件下总氮浓度随反应时间的变化情况，随着反应的进行，在同一时间内总氮浓度出现明显差别。当初始pH在8~9之间时，反应过程差别不大，均在4h将200mg/L的总氮完全脱除；当pH为7.5时反应时间相对长一些，经过5h将200mg/L的总氮完全脱除；而当pH为7.0和6.5时，反应进行5h时，总氮浓度分别降低到159.24和152.11mg/L，去除效果很差。由此可见，要想在短时间内达到很好的去除效果，初始pH应该大于7.5。

2.2.2COD和TN去除率当反应进行4h后，从图4的COD和TN的总体去除效果来看，pH≥8.0的三种情况下，总氮去除率达99%以上，相应COD去除率也高达80%以上；而当pH≤7.5时，随着pH的降低，COD和TN的去除率均呈下降趋势。由此可见，初始pH不但影响TN的去除效果，同样影响COD的去除效果。要想达到高效的脱氮和除COD效果，反应器内适宜的初始pH是至关重要的。考虑到反硝化是个产生碱度的过程，因此本试验条件下最适初始pH为8.0。

3结论

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关键词：氨氮；总氮；问题；关系；废液

氨氮是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮。水中的氨氮主要为生活污水中含氮有机物在微生物作用下的分解产物。氨氮是水体中的营养素，水中氨氮浓度过高可导致水富营养化现象产生，对水中生物有危害，是水体中的主要耗氧污染物。国家要求每月上报地表水、水功能区氨氮结果，每年两次测定地下水、排污口氨氮结果。因此它是水体好坏的一个重要评价指标。文章把氨氮在实验室检测分析氨氮、氨氮总氮关系、氨氮废液处理方面涉及的一些问题做了阐述，并提出了一些解决方案。

1 现在行之有效的方法为纳氏比色法GB7478-87，此方法在实验室检测氨氮时应注意的相关问题

1.1 在实验室环境方面

氨氮分析室不能存在铵盐类化合物和硝酸盐氮，避免交叉污染，使空白值偏高。

1.2 在试剂方面存在的问题

1.2.1 主要注意的是纳氏试剂，纳氏试剂有两种配制方法，第一种方法二氯化汞没有确切用量，按照反应原理和经验，二氯化汞和碘化汞的比应为0.41，二氯化汞因为溶解较慢，可采取低温加热缩短反应时间，而且这样还能避免二氯化汞红色沉淀提前出现。第二种方法配置的纳氏试剂，经多次试验检验配好后需静置2天，否则系数、空白都会偏高。保存在聚乙烯瓶中，放入冰箱低温冷藏，保证其稳定性。

1.2.2 酒石酸钾钠按经验应该在放有50g酒石酸钾钠的烧杯中加水至烧杯100ml刻度线，而不是加100ml水。然后冷却在定容到100ml。

1.3 实验室温度

应在20-25℃，能保证分析结果的可靠性。

1.4 反应时间

要保证在10-20min，之后进行比色分析。

1.5 水样稀释问题

水中的氨氮主要为生活污水中含氮有机物在微生物作用下的分解产物。如果水样颜色为无色，可直接取样分析；如果水样有颜色，状态为混浊时，要进行适当的预处理，然后再进行检测分析。

1.5.1 当水样为淡黄色，就直接检测；当水样显深黄色或桔红色，应进行稀释，然后再进行检测分析。

1.5.2 样品无混浊，可以直接取样分析；样品如果出现白色混浊，说明样品中含钙、镁等金属离子较多，应该进行适当的预处理。

1.5.3 预处理包括絮凝沉淀法和蒸馏法。（1）絮凝沉淀法主要针对无颜色但比较浑浊的水，操作步骤为：取100mL水样，加入1mL10%的硫酸锌溶液，加氢氧化钠溶液，使pH值在10.5左右，摇匀，用无氨水充分洗涤中速滤纸，用其过滤，弃去初滤液20mL，取50mL样品进行分析。（2）处理颜色较深、混浊、受污染严重的水采用蒸馏法：取水样250ml，当氨氮浓度高时可适量少取，加水至250ml，使氨氮含量不超过2.5mg，然后倒入500ml凯氏烧瓶中，加几滴pH在7左右的0.05%溴百里酚蓝指示液，把凯氏烧瓶液体用1mol/L氢氧化钠溶液调至pH在7左右，放 0.25g轻质氧化镁和4、5粒玻璃珠，快速连接氮瓶和冷凝管，导管下端插入50mL20g/L硼酸溶液，加热蒸馏，馏出液至200mL时，停止蒸馏， 最后定容到250mL即可。

2 总氮和氨氮的关系

总氮包括氨氮、硝氮、亚硝酸盐氮和有机氮。如果水体稳定，总氮=氨氮+硝氮+亚氮+有机氮，总氮和氨氮成正比，总氮会随着氨氮的升高而升高，随着氨氮含量的降低而降低。

3 氨氮的废液处理

氨氮废液处理的方法很多，物理化学法包括空气吹脱法、这点氯化法、循环冷水系统脱氨法、化学沉淀法、催化湿式氧化法、液膜法、电渗析除氨氮法。生物脱氨法包括传统硝化反硝化、厌氧氨氧化法、短程硝化反硝化、同时硝化反硝化法。现在氨氮废液处理应用广泛的方法是：生物脱氨法、折点氯化法、离子交换法氨吹脱、汽提法。

为了对环境不造成二次污染，可用氢氧化钠将废液pH调至9左右，1L废液加1g硫化钠，搅拌均匀。再加入7g硫酸亚铁，经搅拌后使其完全反应，放置12小时以上，使其完全沉淀。最后上清液排放，残渣可焙烧回收。

目前我国地表水污染情况较严重，饮用水源大多受到氨氮污染。以上是实验室检测氨氮、氨氮总氮关系和氨氮废液处理需要注意的相关问题。作者对这些问题阐述了对应的解决方法，避免在日常工作中出现相关问题。

参考文献

[1]曾巾，杨柳燕，肖琳，等.湖泊氮素生物地球化学循环及微生物的作用[J].湖泊2007，19（4）：382-389.

[2]李健昌，封丹，罗仙平，等.氨氮工业废水处理技术现状和展望[J].四川有色金属，2008（3）：41-44.

[3]奚旦立，孙裕生，刘秀英.环境监测（第三版）[M].北京：高等教育出版社，2004：101.

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【关键词】：微生物絮凝剂；污水处理；应用；发展

目前，工业的不断发展对环境造成的威胁日益加剧，特别是对水环境恶化的影响，因此，越来越多的化工和矿业等领域使用絮凝剂，它可以使固体悬浮物凝聚并且下沉，使污水变清，但是传统絮凝剂的效果不佳且耗费财力，随着生物技术的发展，研发出一种新型的天然高分子絮凝剂-微生物絮凝剂，其使用所产生的效果显著，受到国内外一致好评。

1、微生物絮凝剂的特点

絮凝剂是能够让液体中悬浮的固体颗粒凝聚并达到沉降目的的一种物质。微生物絮凝剂是天然高分子有机物的一种，具有以下几种特点：第一，高效性。在使用同等用量的情况下，微生物絮凝剂的效率较常规絮凝剂的效率高。第二，安全无毒性。经过试验，微生物絮凝剂可以使用在食品和医药行业中，并且经过微生物絮凝剂处理的食品废水，其中的有用成分是可以回收重新再利用的，而且排污量能得到有效控制，在食品和医药行业废水处理中都起着重要作用。第三，无二次污染。由不同种类微生物生成的不同絮凝剂，其中的成分也都不同，比较复杂。现在絮凝剂大多是由糖蛋白、纤维素等高分子物质生成的，有较强的自行降解的能力，因此微生物絮凝剂的使用不会造成二次污染。第四，用途广泛。对于建材废水、染料废水、畜产废水处理中都收到良好的效果。

2、微生物絮凝剂在污水处理中的应用

2.1煤泥废水的处理

湿法选煤加工的方式会产生煤泥水，即工业废水。经过微生物絮凝剂的处理受到良好的效果，在价格上较高分子絮凝剂便宜，而且不会产生二次污染，将有机污染物有效降解。外国研究微生物絮凝剂对煤泥水的絮凝效果比中国早，在20世纪60年代外国就已使用草分枝杆菌对煤泥废水进行絮凝处理，也收到良好结果，在我国，对煤泥废水絮凝剂进行研究第一人是刘志勇，经试验得出原始、驯化、紫外和化学诱变的微生物絮凝剂产生菌对煤泥废水的处理效果明显。

2.1.1城市生活废水的处理

在城市生活废水中可以分离出高效混合菌群，用于生活废水的絮凝和降解，可以使污水中的化学需氧量（COD）、五天生化需氧量（BOD5）被大量去除。利用微生物絮凝剂TH6对生活污水进行处理，对化学需氧量（COD）的去除率达到68%，对于悬浮物（SS）的去除率达到91%。

2.1.2食品工业废水的处理

在食品工业废水的处理中使用微生物絮凝剂，可到达预期的效果。味精生产废水可以使用微生物絮凝剂普鲁兰处理，其化学需氧量（COD）和悬浮物（SS）两项指标的去除率皆可以达40%，浊度的去除率也可以达99%，邓述波等人对淀粉废水的处理使用菌株A-9，其中，化学需氧量（COD）的去除率可达68.5%，悬浮物（SS）的去除率可达85.5%，处理效果比化学絮凝剂明显，并且，可以将其蛋白质成分回收制成饲料。

2.1.3印染废水的脱色处理

目前，废水处理技术使五天生化需氧量（BOD5）指标降低，可是对于可溶性色素溶液来说，其脱色效果不是十分明显，但是利用微生物絮凝剂进行处理后，达到了预想的效果。胡筱敏等人利用该特点开发出处理硫化染料废水的微生物絮凝剂MBFA-9，其投加0.01%的体积的量，助凝剂是不需要再投加的，处理前后D590指标分别为1.89、0.015，达到99.2%的脱色率。

2.2畜产废水的处理

畜产废水中五天生化需氧量（BOD5）很高，是有机废水中难以处理的一类。利用微生物絮凝剂可以使总有机碳（TOC）和总氮（TN）的含量降低，使用微生物絮凝剂NOC-1处理畜产废水，待处理十分钟后，其总有机碳（TOC）的去除率为70%，总氮（TN）的去除率为40%，浊度去除率为94.5%，处理之后，废水基本可以达到无色且澄清的效果。

2.3建材和焦化废水处理

为了使废水中絮凝体快速有效地沉淀去除，可以在固体悬浮颗粒含量较大的废水中加入某种发酵微生物絮凝剂的液体。如Alcaligenueslatus培养液加入在焦化悬浊废水中，待沉降之后，其清液达到了78%的颗粒去除率。

3、微生物絮凝剂的发展方向

微生物絮凝剂在多种废水处理中都能达到预期的效果，因此，应该将微生物絮凝剂开发和研究作为重点。首先，建立和完善筛选絮凝剂的方法。目前，对絮凝剂的初、复筛都是使用高岭悬浊液，存在误差且效率低，因此，要提高工作的效率，快速找到有效筛选絮凝剂产生菌的方式方法是关键。其次，对于微生物絮凝剂的絮凝机理进行深入研究。微生物絮凝剂的絮凝机理研究应不仅仅从生物角度，也要从物理和化学等方面多层次、多角度进行，根据以往的絮凝机理对不同废水处理作用和效果，寻其规律，有针对性地开发出不同水质所对应的不同微生物絮凝剂，就可以达到减少絮凝剂的使用量也能取得良好效果的目的，从而使处理废水的成本降到最低。因此对絮凝机理的研究可以从根本上实现废水处理的预期效果。最后，构建工程菌。如果絮凝剂的产生都依靠自然环境，那么规模化的生产和使用是有很大难度的，因此可以利用高科技技术构建工程菌。絮凝的基因可以利用分子生物学技术取得，再根据转基因技术将其菌诱变育种，产生有絮凝功能的工程菌。

结语

微生物絮凝剂的开发与研究应用正朝低成本、高效益、无污染的方向发展，其中，一方面是因为人们对生态环境的保护意识增强，另一方面则是因为微生物絮凝剂的应用给人类的生产生活环境有现实利益，这是一项服务当前、利于未来的持久工程。微生物絮凝剂在污水处理方面的应用和研究，不仅开拓了水处理技术的应用范畴，而且使污水的处理效果大大提升。因此，微生物絮凝剂在污水处理的应用中会有长足的发展。

【参考文献】：

[1]熊学文，张宏伟.浅谈污水处理中微生物絮凝剂的应用[J].江西建材，2014（19）.

[2]李楠.微生物絮凝剂及其在污水处理上的应用[J].地球，2015（08）.

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关键词：好氧反硝化细菌；分离；农村生活污水；除氮率

中图分类号：S154.3 文献标识号：A 文章编号：1001-4942（2016）11-0076-05

Abstract A high efficient aerobic denitrifier was isolated from rice field to dispose the rural domestic sewage， then the strain was identified and its nitrogen removal effect was analyzed. The results showed that the strain was identified as Pseudomonas monteilii through analyzing the cell morphology， colony morphology， physiological and biochemical characteristics combined with 16S rDNA sequence. The preliminary study on nitrogen removal conditions of rural domestic sewage showed that with the glucose additive amount of 0.03%， inoculation amount of 0.00015%， rotation speed of 120 r/min and cultural time of 48 hours， the removal rate of TN and NO-2-N reached 91.55% and 96.33% respectively.

Keywords Aerobic denitrifier； Isolation； Rural domestic sewage； Nitrogen removal rate

随着我国农村生活水平的大幅度提高，农村生活污水中的COD、TN含量增加。据统计，我国农村生活污水每年的排放量为80～90亿吨[1]。由于农村生活污水具有面广分散、成分不稳定、排放不均匀、几乎不含有毒有害有机污染物、水量系数变化大等特点，加上我国大部分农村没有污水排放管网和污水处理系统，这些生活污水未经任何处理就直接排放到自然环境中，使得农村河道、地下水水体污染越来越严重，对生态环境造成了极大破坏。我国农村生活污水处理技术的研究起步较国外晚，目前国内较为成熟的处理技术主要有稳定塘处理技术[2]、人工湿地处理系统[3]、土地处理技术[4]和生物膜技术[5，6]等。尽管这些污水处理技术在实际应用中取得了一定效果，但也存在投资和处理成本较高、工艺复杂、占地面积大以及处理效果不稳定等缺点。因此，研究一种适合农村生活污水处理的技术，对解决农村污染问题具有迫切的现实意义。目前利用好氧反硝化菌来处理污水中氮素正得到广泛关注和研究。本研究试图通过筛选具有反硝化作用的目标菌，开展对农村生活污水的除氮研究，以期为好氧反硝化细菌在农村生活污水处理中的应用提供理论支持与实践指导。

1 材料与方法

1.1 试验材料

1.1.1 样品来源 本试验反硝化菌株筛选所用土壤来自湖南农业大学周边水稻田，当天采集当天分离。

农村生活污水：取自长沙市某小区生活污水。

1.1.2 培养基 反硝化细菌富集、分离培养基：参照文献[7]配制。

斜面培养基：牛肉膏蛋白胨培养基。

液体种子培养基：葡萄糖3%，蛋白胨1%，牛肉膏0.5%，NH4NO3 0.5%，KH2PO4 0.2%，MgSO4・7H2O 0.1%，pH 7.0～7.5。

反硝化性能测定培养基（g/L）：参照文献[7]配制。

发酵基础培养基：葡萄糖2%，蛋白胨1%，KH2PO4 0.2%，MgSO4・7H2O 0.1%，pH 7.0～7.5。

以上培养基均在121℃灭菌25 min。

1.1.3 主要试剂与设备 Na2HPO4・7H2O、KH2PO4 、NH4Cl、MgSO4・7H2O、HCl、KNO3、丁二酸钠、葡萄糖（ 以上均为AR，国药集团），NaNO2 （AR，上海山浦化工有限公司）。

高压湿热灭菌锅（SS-325，TOMY.KOGYO.CO.LTD）、电热恒温干燥箱、单人单面超净工作台、可见光分光光度计（752型，上海光谱仪器有限公司）、恒温摇床、恒温培养箱。

1.2 试验方法

1.2.1 反硝化细菌的富集和初筛 称取1 g水稻田土壤接种到装有100 mL反硝化细菌富集培养基的250 mL三角瓶中，30℃、180 r/min条件下富集48 h。然后按10倍稀释法将富集液适当稀释，分别取不同浓度的稀释液0.1 mL接种到反硝化细菌分离固体培养基平板中央并涂布均匀，置于30℃恒温培养箱中培养至长出单菌落。挑取菌落形态特征不同的单菌落于分离培养基平板上划线纯化后进行斜面保存并编号。

1.2.2 反硝化细菌的复筛 将初筛菌株的斜面菌种接种于液体种子培养基中，30℃、180 r/min恒温振荡培养24 h。然后将液体种子分别按2%（V/V）接种量接种在装有100 mL灭菌反硝化性能测定培养基的250 mL锥形瓶中，30℃、180 r/min摇床恒温振荡培养48 h，按照文献[8]测定发酵前后培养液中NO-2-N和总氮含量，计算亚硝酸盐氮和总氮的去除率。

去除率（%）=（处理前污水含氮量-处理后污水含氮量）/处理前污水含氮量×100

1.2.3 筛选菌株的鉴定 ①形态及生理生化试验。将待测反硝化细菌接种于牛肉膏蛋白胨培养基平板上活化2～3代，根据《伯杰氏细菌鉴定手册》[8]进行形态学和生理生化特征鉴定。

②菌株16S rDNA序列分析。用Ezup柱式细菌基因组DNA抽提试剂盒提取待分析反硝化细菌的16S rDNA，用引物27F（5′-AGTTTGATCCTGGCTCAG-3′）和1492R（5′-GGTTACCTTGTTACGACTT-3′）进行PCR扩增。PCR扩增产物经纯化回收后，送上海生物工程技术服务有限公司进行测序，测序结果通过http：//ncbi.nih.nlm.gov网站用BLAST与GenBank数据库中已有细菌的16S rDNA序列进行序列同源性比对，用MEGA 6.06的Neighbor-Joining法构建系统发育树，并进行1 000次Bootstraps检验。

1.2.4 筛选菌株对农村生活污水的除氮效果 ①葡萄糖添加量对除氮效果的影响。在250 mL三角瓶中加入150 mL农村生活污水，分别加入0、0.01%、0.02%、0.03%、0.04%和0.05%的葡萄糖，接种量为0.0002%（V/V），30℃、100 r/min恒温振荡培养箱中培养48 h，测定总氮和亚硝酸盐氮含量，并计算总氮和亚硝酸盐氮的去除率。每处理重复3次。

②接种量对除氮效果的影响。在农村生活污水中分别加入接种量为0.00005%、0.00010%、0.00015%、0.00020%和0.00025%（V/V）的液体种子，葡萄糖添加量按已优化值，其它条件不变，测定总氮和亚硝酸盐氮含量，并计算总氮和亚硝酸盐氮的去除率。

③摇床转速对除氮效果的影响。将装有农村生活污水的三角瓶分别置于60、80、100、120 r/min和140 r/min的恒温振荡培养箱中，葡萄糖添加量、接种量按已优化值，其它条件不变，测定总氮和亚硝酸盐氮含量，并计算总氮和亚硝酸盐氮的去除率。

④处理时间对除氮效果的影响。按前述优化条件处理，在处理24 h开始第一次取样，以后每隔12 h取样一次，直至培养72 h，测定总氮和亚硝酸盐氮含量，并计算总氮和亚硝酸盐氮的去除率。

2 结果与分析

2.1 好氧反硝化细菌菌株初筛结果

经富集分离，从水稻田土壤中分离到28株菌落形态特征差异明显且具有反硝化能力的细菌，进一步纯化后，保存于牛肉膏蛋白胨固体培养基斜面上，并分别编号LKX-1～LKX-28。

2.2 好氧反硝化细菌菌株除氮效果复筛结果

从筛选得到的28株菌株中选择生长速度快的13株细菌进行除氮效果复筛，其总氮和亚硝酸盐氮的去除率分别见图1、图2。可见，不同菌株对总氮和亚硝酸盐氮去除的效果不同，其中菌株LKX-1对总氮和亚硝酸盐氮去除率最高，分别达到66.22%和98.36%。因此选择LKX-1进行后续试验。

2.3 菌株LKX-1的鉴定结果

2.3.1 菌株形态及部分生理生化特征 菌株LKX-1的菌落形态特征为：乳白色，圆形，凸起，菌落表面湿润粘稠，不透明，菌落大小为0.1～0.3 mm；菌体形态特征为：短杆状，不产芽孢，具运动性，革兰氏染色阴性；生理生化特征为：V-P、吲哚和氧化酶接触试验阴性，淀粉水解阴性，明胶液化阳性，乳糖和蔗糖发酵不产酸不产气，葡萄糖发酵产酸不产气。根据菌株形态特征和部分生理生化的结果，初步鉴定菌株LKX-1为假单胞菌属。

2.3.2 菌株LKX-1的16S rDNA序列分析 序列同源性比对结果显示，菌株LKX-1与Pseudomonas monteilii亲缘关系最近，同源性最高，达99%。结合菌株的形态特征、生理生化特征、16S rDNA测序结果的同源性相似度比对及系统发育树分析，确定该菌株为蒙氏假单胞菌（Pseudomonas monteilii）（图3）。

2.4 菌株LKX-1对农村生活污水的除氮效果

2.4.1 葡萄糖添加量对除氮效果的影响 由图4可以看出，不同葡萄糖添加量对总氮和亚硝酸盐氮的去除率影响较大。在一定范围内，总氮和亚硝酸盐氮的去除率随葡萄糖添加量的增加而提高。当葡萄糖添加量为0.03%时，亚硝酸盐氮去除率最高，达86.74%；而总氮去除率在葡萄糖添加量为0.02%时最大，且葡萄糖添加量超过0.02%，总氮去除率差异不显著。综合考虑对总氮和亚硝酸盐氮的去除效果，选择葡萄糖添加量为0.03%。

2.4.2 接种量对除氮效果的影响 由图5可见，总氮和亚硝酸盐氮去除率随接种量增加变化趋势不同。亚硝酸盐氮去除率随接种量的增加先上升后下降，当接种量为0.00015%时，去除率最大，达92.73%；而总氮去除率在接种量为0.00010%时迅速增加，后趋于稳定。因此选择菌种接种量为0.00015%（V/V）。

2.4.3 摇床转速对除氮效果的影响 氧气浓度也是影响微生物生长和代谢的主要因素之一。对于好氧菌来说，氧气浓度高，有利于微生物的生长和代谢。图6结果显示，在一定范围内，随摇床转速增加，总氮和亚硝酸盐氮去除率也随之增加。当摇床转速为120 r/min时，亚硝酸盐氮去除率最高，达95.42%，摇床转速超过120 r/min，亚硝酸盐氮去除率下降；而总氮去除率一直随摇床转速的增加而增加，但摇床转速在120～140 r/min之间，总氮去除率变化不显著。因此，摇床转速选择120 r/min。

2.4.4 处理时间对除氮效果的影响 由图7可以看出，总氮和亚硝酸盐氮的去除率随着发酵时间的延长而增加，当发酵时间为48 h时，总氮和亚硝酸盐氮的去除率均达最高，分别为91.55%和96.33%；发酵处理时间超过48 h，亚硝酸盐氮去除率略有下降，但差异不显著，总氮去除率先下降后略有上升。

3 讨论与结论

农村生活污水相对于城市生活污水而言，具有分散性和排放不集中等特点，难以采用城市生活污水的处理模式。好氧反硝化细菌包括泛养副球菌（Paracoccus pantotropha）、假单胞菌属（Pseudomonas spp.）的某一种、粪产碱菌（Alcaligenes faecalis）、Aquaspirillum、Thauera、生丝微菌属（Hyphomicrobium）[9-11]等。蔡亚君等[12]分离到一株具有好氧反硝化特性的铜绿假单胞菌NO62，该菌在对数生长期硝态氮迅速被还原成亚硝态氮，继续培养则亚硝态氮浓度也逐渐降低；吴美仙等[13]分离到一株具有较强反硝化作用能力的菌株（D），并对其发酵条件进行了研究；杨浩锋等[14]从处理城镇污水的移动床生物膜反应器中分离获得一株反硝化细菌D3，研究表明其反硝化速率最大为19.86 mg/（L・h）。

本研究从水稻田土壤中分离到一株具有反硝化作用的细菌，通过形态特征、生理生化特征并结合16S rDNA序列分析，确定该菌株为蒙氏假单胞菌（Pseudomonas monteilii）。初步探讨了好氧条件下该菌株对农村生活污水除氮效果，表明在葡萄糖添加量0.03%、接种量0.00015%、摇床转速120 r/min和发酵处理时间为48 h时，污水中的总氮和亚硝酸盐氮的去除率分别达到91.55%和96.33%，具有良好的应用前景。

参 考 文 献：

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篇6

[关键词]生物脱氮 固定化微生物 好氧反硝化菌 废水处理

对氮素引起的环境污染来说,生物脱氮具有十分重要的意义和极大的实用价值。传统生物脱氮工艺将硝化和反硝化作为两个相互独立的阶段,使二者在时间和空间上分开,即硝化反应发生在好氧条件下,反硝化反应发生在严格的缺氧条件下。近年来,众多专家在传统硝化反硝化脱氮理论的基础之上,又探索出了一些生物脱氮的新途径,如同时硝化反硝化(Simultaneous Nitrification and Denitrification, SND)、好氧反硝化(Aerobic Denitrification)、异养硝化(Heterotrophic Nitrification)、异养硝化-好氧反硝化(Heterotrophic Nitrification)等,而好氧反硝化现象的发生又离不开好氧反硝化菌的作用,好氧反硝化菌是利用好氧反硝化酶的作用,在有氧条件下进行反硝化作用的一类反硝化菌,它使得硝化反应与反硝化反应在同一个反应器中发生,从而实现真正意义上的同步硝化反硝化。

目前国外对好氧反硝化菌的研究方向概括起来主要有两个方面:

① 生理生化性质的研究:国外的Lone Frette、Shwu Ling Pai和Naoki Takaya等分离出了不同种属的好氧反硝化菌,并对细菌的生理条件(温度、pH、C/N比),总氮的去除过程等作了深入的研究。

② 工艺方法的研究:国外的研究者把得到的好氧反硝化菌用于实验阶段的工艺研究,也取得了较好的总氮去除效果。

国内传统的生物脱氮的理论知识较为成熟,不仅把工艺成功运用于实践中,而且还结合我国的特色,研发出了许多新型反应器。但好氧反硝化菌的研究才刚刚起步,做的工作还不多,很多研究基本还处于实验的探索阶段,已筛得的好氧反硝化菌大部分脱氮效率不是很高,其相关机理研究还不够深入。如何提高好氧反硝化菌在工艺研究中的脱氮效率,解决菌种流失、脱氮稳定性较差的问题仍然是一个新的研究方向。而固定化好氧反硝化菌脱氮技术在一定程度上解决好氧反硝化菌直接投放于工艺研究中存在的诸多问题,从而大大提高好氧反硝化菌的脱氮效率。

本文将从好氧反硝化菌的应用研究、固定化微生物技术应用于废水处理研究动态以及固定化好氧反硝化菌脱氮效果比对等方面综述固定化好氧反硝化菌脱氮技术的研究状况与应用展望。

1好氧反硝化菌的应用研究

与传统的生物脱氮工艺相比,好氧反硝化菌的出现可以使生物脱氮在同一反应器中完成,实现真正意义上的同步硝化反硝化。关于利用好氧反硝化菌实现的生物脱氧已经有成功应用的报道。Cupta等[1]用含有Thiosphaera pantotropha 的生物转盘处理不同浓度的生活污水时,总氮去除率达20%～68%。Kshirsagar等[2]利用两个操作条件完全相同的氧化沟来处理模拟肥料工业废水,其中一氧化沟内投加有Thiosphaera pantotropha,另一没有投加的氧化沟为对照系统。当进水TKN的质量浓度为790mg/L时,含有Thiosphaera pantotropha的氧化沟系统对TKN去除(硝化效果)和TN去除(反硝化效果)分别比对照系统高出10%和20%。丁爱中等[3]则从土壤中分离出一种兼性细菌DN11,发现其能在好氧条件下还原硝酸盐。Huang等[4]分离出好氧反硝化菌Citrobacterdiversus,发现其好氧反硝化最适碳氮比(C/N)为4~5,DO为2~6mg/L。Pai等[5]也曾将好氧反硝化菌T6和硝化污泥投加到同一个好氧反应器中,在进水NO3--N的质量浓度为250mg/L时,总氮去除负荷最大可达360mg[N]/g[MLVSS]・d。因而在单污泥系统或者生物膜系统中,可将硝化菌和好氧反硝化菌进行混合培养,只要控制好合适的运行条件,就可以在同一反应器中实现同步硝化好氧反硝化。

当前对好氧反硝化菌的应用,无论是用宏观环境理论还是微观环境理论来解释,都还是没有摆脱传统的好氧缺氧生物脱氮模式,其通常所说的反硝化,其实质仍然是缺氧微环境下的反硝化,不能称之为真正意义上的好氧反硝化,没有发挥出好氧反硝化技术的优势。好氧反硝化菌脱氮的研究虽然在国内还处于起步阶段,但是由于其比传统生物脱氮具有优势,必将成为未来废水生物脱氮的重要途径之一。

2固定化微生物技术应用于废水处理研究动态[6]

用固定化细胞处理废水前景是喜人的。Canizares等[7]比较研究了角叉莱胶聚糖固定的螺旋藻与悬浮藻处理酿酒废水,固定化藻对氮、磷的去除率在90%以上,而悬浮藻对氮、磷的去除率分别为75%和53%,而Travieso等[8]利用固定化小球藻处理下水道污染物的研究表明,固定化小球藻对污水净化7d后,可使污水中的氨氮由原来的35mg/L降低为近乎零,使磷酸盐的去除率也达71%。席淑琪等[9]采用厌氧、好氧环境交替出现的培养条件,富集培养以假单胞菌为主的除磷菌。使用PVA硼酸法固定以假单胞菌为优势微生物的活性污泥,制成的固定化污泥经过活化,可以保持细胞活性并略有提高,具有明显的除磷能力和较好的抗酸、碱冲击能力,在起始浓度为87.5mg/L时,6 h可去除49.5%的磷。在酸性条件下,菌体会释放磷,而硝氮的存在有利于提高固定化污泥的除磷效果,24h除磷率为88.2%。在好氧条件下,固定化污泥还具有明显的脱氮能力,这为采用固定化细胞法同时进行污水的脱氮、除磷处理提供了可能。用藻菌共生系统进行污水的脱氮除磷处理,藻类通过光合作用产生氧气,供给好氧菌降解有机物质,而且有机质降解产生的CO2可被藻类利用,这样就减少了曝气量,降低了能耗。Bashan等[10]将微藻类Chlorella vulgaris和藻类促进生长细菌Azospirillum brasilens共固定化的海藻酸钙包埋颗粒用在半连续合成废水的处理中。与单独微藻类的固定化相比,固定化混合微生物对铵离子和溶解性磷离子有很高的去除率。实验发现藻类促进生长细菌Abrasilense与微藻类Cvulgaris共固定在包埋颗粒中,对微藻类的生长有很大的促进作用,并且能提高微藻类Cvulgaris对铵离子和溶解性磷离子的去除率。

3固定化好氧反硝化菌脱氮技术研究进展

3.1 固定化好氧反硝化菌脱氮技术应用

由于固定化细胞技术用于废水生物处理与传统的悬浮生物处理法相比,能纯化和保持高效菌种,微生物浓度高,污泥产量少,固液分离效果好。因此,该项技术在废水生物处理,尤其是在特种水处理领域中,获得了广泛的研究。固定化细胞技术已用于BOD物质的去除、硝化-反硝化、脱磷、去酚、氰的降解、LAS降解[11-12]、重金属离子的去除与回收以及印染废水的脱色处理等。近年来,固定化硝化菌脱氮技术已经从实验室和小规模试验阶段进入大规模的生产性试验阶段。目前,固定化好氧反硝化菌脱氮技术还处于实验室和小规模试验阶段。

本人通过实验室的小试研究,从具有同时硝化反硝化(SND)现象的OGO反应器中分离出三株好氧反硝化菌,命名为T3、T6、T7,分离菌株革兰氏染色皆为阳性、形状皆为杆状。通过形态学特征、16SrDNA同源性比较对筛选菌株进行鉴定,确定T3、T7为赤红红球菌属(Rhodococcus),T6为戈登氏菌属(Gordonia)。菌株在柠檬酸钠为碳源,硝酸钾为氮源的培养基中生长良好,将其按比例混合扩大培养后以5%的接种量投放于OGO应器中,检测菌株强化后反应器的脱氮效果。结果表明:聚乙烯醇(PVA)包埋菌泥投放较菌泥直接投放的处理效果好,其强化后的OGO反应器对COD、NH4+-N、TN的平均去除率分别为98.48%、90.18%、78.92%,比强化前的处理结果分别提高了4.21%、6.43%、4.61%,且反应器出水NOx--N的量较少[13]。

此外将好氧反硝化菌T7扩大培养后对硝酸盐氮与亚硝酸盐氮为唯一氮源的模拟废水进行处理,选用聚乙烯醇(PVA)作为包埋载体,将接种菌做成固定化的小球,再将其投放于不同浓度的模拟废水中,同时与未包埋时的处理效果进行比对。试验结果表明:该菌株能在好氧的条件下代谢硝酸盐氮与亚硝酸盐氮,可以处理不同浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮的废水,但两种投放方式对这5种初始浓度(1mg/L,10 mg/L,100 mg/L,500 mg/L,1000 mg/L)的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮模拟废水的降解率差异显著。当硝酸盐氮与亚硝酸盐氮的初始浓度都为1mg・L-1时,降解率最高,都达到85%以上。但随着硝酸盐氮与亚硝酸盐氮初始浓度的增加,两种投放方式的处理效果都下降,但菌泥直接投放时的处理效果下降速度更快,表明PVA包埋的好氧反硝化菌比直接投放的好氧反硝化菌对高浓度的含氮废水具有更强的耐受性。同时也说明单位数量的好氧反硝化菌对氮的降解是有限的,当硝酸盐氮与亚硝酸盐氮初始浓度超出好氧反硝化菌的最大承受范围时,就会对好氧反硝化菌的脱氮效果起到抑制或毒害作用[14]。

3.2 固定化好氧反硝化菌脱氮技术应用展望

通过对分离菌株的单独包埋和混合包埋来处理不同浓度的含氮废水以及对OGO反应器的强化效果来分析,好氧反硝化菌包埋投放的处理效果较菌株直接投放时的处理效果要好,菌株脱氮效率提高,脱氮的稳定性增强,耐受性也有所提高。这与固定化好氧反硝化技术的特性密切相关:

①好氧反硝化菌固定化后,利于固液分离,分离后的出水中剩余好氧反硝化菌的量很少,因此不需要大型沉淀池和固定投资;

②反应器中可达到较高的细胞浓度,通常为常规活性污泥法的7～8倍;

③通过优化载体体积特征,可达到好氧反硝化菌的最大活性;

④具有抗冲击负荷的能力,特别是采用包埋法固定化技术时,微生物被高分子化合物所覆盖,与毒性物质的接触受到限制,安全性大大增加。

综上所述,随着对好氧反硝化菌固定化技术的不断深入研究和发展,该项技术必将成为一项高效而实用的废水处理技术,在废水处理中获得广泛的应用。

4结语

固定化好氧反硝化菌脱氮技术必将以其独特的优点引起了人们的普遍关注,在污染物排放标准比较严格而单纯依靠传统处理难以达标的情况下,固定法好氧反硝化菌脱氮技术将成为有效辅助方法。为了更好地利用固定化好氧反硝化菌脱氮技术,针对不同的废水体系,应选择合适的包埋材料以提高处理能力,同时载体对细胞浓度、活性的影响及其传质阻力的研究还有待深入,在有机包埋载体中加入某些添加剂以改善其性能,有些组成的混合载体体系是很有应用前途的。开发研制性能优良的包埋载体材料仍是生物固定化技术的重要课题之一。随着好氧反硝化菌固定化技术的不断深入研究和发展,该项技术必将成为一项高效而实用的废水处理技术,在废水处理中获得广泛的应用。

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篇7

[关键词] 山美水库 总氮污染 整治建议

1 前言

山美水库位于晋江东溪直流，上游有永春县及德化县，其水质状况不仅直接影响晋江下游水体水质，更关系到下游各城镇居民饮用水水源地水质安全。

2 2007年监测结果分析

2.1 监测点位：按照福建省环保局的有关规定在山美水库进口、库中、出口共设置3条垂线9个水质常规监测点。

2.2 监测项目：断面水深（m）、水温（oC）、透明度、pH、溶解氧、高锰酸盐指数、生化需氧量、氨氮、总氮、总磷、铜、锌、氟化物、硒、砷、汞、镉、铬（六价）、铅、氰化物、挥发酚、石油类、阴离子表面活性剂、硫化物、硝酸盐氮、粪大肠菌群、叶绿素a等27个项目；其中，断面水深（m）、水温（oC）、透明度、硝酸盐氮等4个项目不参与评价。

2.3 评价标准与方法：执行GB3838-2002《地表水环境质量标准》。

2.4 监测结果评价：按要求评价的项目23个，其结果为：

丰水期：达Ⅰ类水质的有18项，达Ⅱ类水质的有3项（高锰酸盐指数、氨氮、锌），达Ⅲ类水质的有1项（总磷），劣Ⅴ类1项（总氮）。按评价方法要求水质属劣Ⅴ类。

平水期：达Ⅰ类水质的有19项，达Ⅱ类水质的有2项（高锰酸盐指数、锌），达Ⅲ类水质的有1项（总磷），劣Ⅴ类1项（总氮）。按评价方法要求水质属劣Ⅴ类。但达Ⅰ类水质的项目比丰水期增加1项，水质有所改善。

枯水期：达Ⅰ类水质的有20项，达Ⅱ类水质的有1项（溶解氧），达Ⅲ类1项（总磷），劣Ⅴ类1项（总氮）。按评价方法要求水质属劣Ⅴ类。但达Ⅰ类水质的项目比平水期增加1项，水质质量有好转的趋势。

可见，在总氮不参与评价的情况下，山美水库水质大部分指标可达Ⅰ类水质，整体符合Ⅲ类水质标准，水质较好。因此影响山美水库水质的主要污染因子为总氮。

3 山美水库总氮污染变化趋势

根据常年监测结果，通过开展对山美水库综合整治后，水库水质中的总氮污染呈逐年下降趋势，水库水质逐年好转；按要求自2003年开始对水质中的总氮进行监测，总氮浓度由2003年的4.97 mg/L下降到2007年的2.22 mg/L，呈逐年下降趋势，下降幅度达55.3%。然而水质的富营养化程度却不容乐观，经计算水质的富营养化指数（富营养化指数是通过总氮、总磷、高锰酸盐指数、透明度、叶绿素a指标浓度计算）2003年为44.2，2005年降至35.2，2006年为36.9，但2007年富营养化指数反弹至41.6，变化趋势见表1。造成富营养化指数升高的主要原因为总磷、高锰酸盐指数等指标浓度较2006年出现了不同程度上升。

4 总氮危害性分析

水体中的总氮即硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨氮和有机氮的总和，一般只作为水体营养化程度的评价指标，并不影响正常的饮用水供给。根据最新的《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)中生活饮用水水质卫生要求，硝酸盐氮(以N计)限值为10mg/L，氨氮（以N计）限值为0.5mg/L。而《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)对湖、库水质的总氮指标要求较严，Ⅲ类水质总氮和氨氮的标准限值均为1.0 mg/L。根据历年监测结果统计，山美水库总氮平均浓度3.54mg/L。其中硝酸盐氮平均浓度2.49 mg/L，占总氮比例70.4%；氨氮平均浓度0.145 mg/L，占4.1%。而在山美水库下游的石砻段面，历年来的水质均达到《地表水环境质量标准》(GB3838- 2002)Ⅱ类水质，可见，山美水库硝酸盐氮及氨氮浓度还是优于生活饮用水卫生标准，对人体健康不会产生太大影响。

仅在总氮大量积累，浓度升高的情况下，对环境的危害性才逐步显现。一是使水体呈现过营养状态，使水中浮游生物特别是藻类大量繁殖，造成诸如蓝藻、水华等环境问题的产生；二是氨氮在转换成硝酸盐氮的过程中大量消耗水中的溶解氧，容易造成水中耗氧生物的死亡，影响水体的自净能力。

5 总氮超标原因分析

5.1 泉州市山美水库属河道型水库，位于晋江东溪支流，上游有德化、永春两县。东溪河水不断流入水库积蓄，总氮等污染物也随之积聚于水库中。另一方面总氮又以硝酸盐氮为主，硝酸盐氮在短期内是难以降解的。

5.2 永春县污水处理厂已于两年前投入运行，根据常规监测，其污水厂的进水浓度较低，县城生活污水未能全部纳入污水处理厂进行集中处理。主要原因是其配套污水管网设施仍未完善，很大一部分生活废水未能收集到污水处理厂而直接排入东溪。

5.3 2007年旱季时间较长，雨水较少，据山美水库管理处统计资料，1-10月份水库蓄水量同比去年下降近20%，缺少新鲜水的补充。而且今年汛期较短，水库保持关闸蓄水，使水库水体没有较好的流动，多数指标浓度有所上升，富营养化物质大量积聚，从而造成富营养化指数升高。

5.4 农业面源污染仍存在，一是永春芦柑等种植业大量使用本地生产的碳铵化肥，碳铵是一种易溶于水的化肥，雨季容易流失，随河水进入水库。二是库区周边畜禽散养问题无法完全杜绝，库区周边人畜粪便直接排入水体的情况仍普遍存在。

6 治理水污染的几点建议

6.1 加大永春县城污水管网配套设施的建设力度，提高县城污水处理率，并加强对污水处理厂运行的监督管理。

6.2 加强农业污染源监管工作。种植业提倡使用天然肥料生产，合理使用农药和化肥。畜禽养殖业要规范管理，对人畜排泄物集中处置与利用。

6.3 加大对上游污染企业的监管，杜绝偷排或超标排放等现象。

7 结论

通过整治，山美水库总氮污染状况有所缓解，但水体富营养化状况及其危害依然存在。有关部门应督促上游各县加紧落实基础设施及其配套设施的建设，加强各污染源的监管力度。密切关注水库水质，特别是主要污染指标的变化趋势，做好应对突发环境污染的准备。

参考文献

篇8

随着我国城市化、工业化规模的日益扩大和人口的不断增长,生活污水和工业废水量也随之大幅增涨,大量未经处理污水或者处理后不达标的尾水直接排入水体,导致水环境污染问题日益突出。在众多污染物中,氨氮是其中主要污染物之一。根据 2013 年中国环境统计年报,全国废水排放总量为 695.4 亿吨,其中氨氮排放量达 245.7 万吨。氨氮超标排放,容易引发水体富营养化,造成地下水硝酸盐超标等问题。据报告[1]全国湖泊和水库富营养化比例达 27.8%;地下水中“三氮”(亚硝酸盐、硝酸盐和氨氮)超标严重,其中较差和极差监测点分别占总监测点数的 43.9%和 15.7%。水体富营养化,会破坏水体生态平衡,造成水体功能下降、水生生物死亡等灾难性后果,不仅制约了水资源的利用价值,而且会直接影响人类的健康与社会经济的可持续发展。 加强污染源治理,提高污水处理水平,是控制水体富营养化,防止水体污染有效途径。《国家环境保护“十二五”归划》中新增了氨氮和氮氧化物排放量作为经济社会发展的约束性指标,要求 2015 年氨氮和氮氧化物排放量须比 2010 年减少 10%以上。然而,目前我国众多新建和已建污水处理厂大多使用传统脱氮技术,其自动控制水平低下,运行管理费用高,导致出水水质不能稳定达标。由此研发以防止水体富营养化为目的新型脱氮技术及其自动控制研究已成为国内学术界的主要研究目标之一。 污水脱氮处理过程涉及多种微生物,受环境影响大,操作复杂,采用人工控制方式,出水水质稳定性差,因此加强污水脱氮处理自动控制研究是实现高效稳定脱氮的必然途径。由于经典控制理论多以污水生物脱氮模型为基础,对于控制对象具有非线性、大时变、大滞后性的系统,难以建立精确数学模型,因此很难获得良好的控制品质。智能控制是自动控制发展的高级阶段,具有自学习、自适应和自组织能力,可以解决经典控制难以解决的复杂控制系统问题。在污水脱氮处理中引入智能控制,不仅可以减小系统干扰对运行的影响,而且能够提高处理效率和降低运行成本。由于目前国内污水处理智能控制研究与应用尚处于起步和发展阶段,因此,加强污水处理智能控制技术研究具有十分重要的现实意义。

.........

1.2 国内外研究现状

传统生物脱氮过程一般可分为三步:第一步是氨化作用,即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。第二步是硝化作用,即在供氧充足的条件下,水中的 NH+ 4 -N 首先在亚硝化菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)的作用下被氧化成NO- 2 -N,然后再在硝化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)的作用下进一步氧化成NO- 3 -N。第三步是反硝化作用,即硝化产生的 NO- 2 -N 和 NO- 3 -N 在反硝化细菌的作用下被还原成 N2。 传统生物脱氮工艺硝化和反硝化两个过程需要在两个或以上互相隔离的反应器中进行,或者在同一个在时间或者空间上交替缺氧和好氧的反应器进行,因此存在诸多不足: 生物脱氮技术的新发展突破了传统理论的认识,主要开发了短程硝化反硝化工艺、同步硝化反硝化工艺、厌氧氨氧化以及单级自养脱氮等新工艺。其中单级自养脱氮技术因同时具备短程硝化反硝化工艺和厌氧氨氧化工艺优点,得到国内外学者们广泛关注。 单级自养脱氮工艺反应器内微生物种类多,而且相互间关系较复杂,因此对反应器环境条件的控制要求更高。影响单级自养脱氮工艺的主要因素有 DO、pH、温度等。研究表明,限制性供氧方式是单级自养脱氮的一个重要特点,DO 的高低是实现单级自养脱氮工艺最重要的控制条件,它不仅关系着 NOB 能否被淘汰,而且决定了系统中活性污泥絮体或生物膜内好氧和厌氧共存的微环境能否形成,使短程硝化和厌氧氨氧化的联合反应能够顺利进行[2]。1995 年 Muller 等[3]发现自养硝化污泥在低氧条件下可以产生 N2。1997 年 Hippen 等[4]在德国 Mechernich 地区的垃圾渗滤液处理厂也发现,在不外加有机碳源以及 DO 限制条件下,反应器中的 DO 值始终维持在 1.0mg/L 左右,生物转盘中超过 60%的 NH+ 4 –N 转化为 N2。试验中进水 TOC 小于 20mg/L,而且出水中 TOC 也没有明显减少.

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2 SBBR 单级自养脱氮工艺

2.1 单级自养脱氮工艺概述

单级自养脱氮工艺是指在同一个反应器内由自养微生物完成 NH+ 4 -N 至 N2的全部转化过程的一类工艺。单级自养脱氮现象先后被国内外众多研究者们发现并冠以不同的工艺名称,这些工艺包括 CANON(completely autotrophicnitrogen removal over nitrite) 工 艺[31]、 OLAND(oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification)工艺[5]、DEMON(aerobic/anoxic deammonification)工艺[4]等。 CANON 工艺是由荷兰 DELFT 技术大学的学者在 SHARON(Single reactor for high activity ammonia removal over nitrite))工艺和厌氧氨氧化工艺的基础上研发出来的,该工艺 NH+ 4 -N 的转化途径分两步进行:第一步,系统中一部分 NH+ 4 -N 通过亚硝化转化为 NO- 2 –N;第二步,系统中另一部分 NH+ 4 –N 和第一步产生的 NO- 2 –N 反应生成 N2。CANON 工艺生物膜内化学反应模型如图 2.1 所示[32]。OLAND 工艺是由比利时 Gent 微生物实验室的 Kuai 和 Verstraete 研发命名的,该工艺是利用普通硝化污泥在限制 DO 的条件下,使硝化过程仅进行到 NO- 2 -N 阶段,然后在无外加碳源情况下,利用厌氧氨氧化细菌(Anaerobic ammonia oxidation bacteria,AAOB)的一步生化去除高氨氮废水中氮的过程。从机理上看 OLAND 工艺与 CANON 工艺十分相似,均可认为是 SHARON 和厌氧氨氧化工艺的耦合。

.........

2.2 单级自养脱氮工艺的影响因素

单级自养脱氮工艺反应器内微生物种类繁多,种间关系复杂,因此对环境条件的控制要求

十分苛刻,其中 DO、pH、温度是其主要影响因素。单级自养脱氮工艺一般可看作是短程硝化和厌氧氨氧化两个途径联合实现的。该工艺的功能菌包括 AOB、NOB 和 AAOB,其中 AOB 和 NOB 是好氧菌,AAOB 是严格厌氧菌,因此 DO 是单级自养脱氮工艺最重要的控制条件,通过调控反应器 DO 值,可以使系统中活性污泥絮体或生物膜内形成良好的好氧和厌氧共存的微环境,从而使得短程硝化和厌氧氨氧化的联合反应能够顺利进行。在单级自养脱氮系统内,温度的高低不仅会影响亚硝化反应和厌氧氨氧化反应的速率以及系统的脱氮性能,而且会影响出水中 N 元素的形态。单级自养脱氮适宜温度范围在 22~35℃,在这个温度范围内,AOB 和 AAOB 的最佳温度相近,AOB 比 NOB 生长迅速,并且能刺激 AAOB 的生长。pH 可通过两个途径影响单级自养脱氮工艺,其一是通过影响微生物活性直接影响脱氮效果,其二是通过影响反应器中游离氨的浓度间接影响脱氮效果。单级自养脱氮工艺是由不同微生物协同完成的,而微生物各有不同的最佳pH 值,因此可以通过调节反应器 pH,培养 AOB 和 AAOB 细菌,抑制 NOB 和其他细菌实现单级自养脱氮。水中氨氮可以以游离态和离子态存在,当 pH 高时,在同样氨氮浓度下,游离态的氨氮浓度更高,而游离态氨氮对 NOB 细菌产生明显的抑制作用。 ...........

3 人工神经网络智能控制系统设计 ..... 10

3.1 人工神经网络........... 10

3.2 PID 控制基本原理.... 18

3.3 基于人工神经网络的单级自养脱氮智能控制系统设计 ....... 22

3.4 本章小结.......... 30

4 SBBR 单级自养脱氮智能控制试验研究........ 31

4.1 SBBR 单级自养脱氮启动试验 .......... 31

4.2 SBBR 单级自养脱氮启动控制 .......... 38

4.2.1 硬件配置 ....... 38

4.2.2 BP 神经网络 PID 反馈控制实现...... 39

4.3 SBBR 单级自养脱氮工艺运行控制 ........... 44

4.3.1 硬件配置 ....... 44

4.3.2 RBF 神经网络前馈控制实现........... 44

4.3.3 人工神经网络智能控制实现 ........... 47

4.4 本章小结.......... 49

5 总结与展望 ....... 51

5.1 总结 .......... 51

5.2 展望 .......... 52

4 SBBR 单级自养脱氮智能控制试验研究

本章通过试验研究确定启动阶段不同进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度下总氮去除率最大时的 DO 值,构建基于 RBF 神经网络前馈和基于 BP 神经网络 PID 反馈的复合控制系统,以实现 SBBR 单级自养脱氮工艺启动和高效稳定运行。

4.1 SBBR 单级自养脱氮启动试验

试验用反应器为如图 4.1 所示的 PVC 材质的圆柱形,该反应器直径 180mm、高 470mm、总容积约 12L,有效容积为 10L,内置纤维填料,填充比为 60%。控制反应器温度在 30±0.2℃,采用额定功率 0.12kW、额定流量 15m3/h的鼓风机曝气。试验装置配有工控机、变频器、PLC 及在线溶解氧仪。 试验采用初期进水为高浓度 NH+ 4 –N 和 COD,通过调节反应器内 DO 值,使得出水水质稳定达标后,再逐级降低进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度方法实现 SBBR 单级自养脱氮工艺的启动。课题组前期试验完成了进水 NH+ 4 –N 浓度分别为2000mg/L、1500mg/L、1000mg/L、500mg/L,对应 COD 浓度分别为 350mg/L、350mg/L、120mg/L、100mg/L 的 SBBR 单级自养脱氮工艺的驯化,本研究在此基础上继续降低进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度,直至进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度处于城市污水一般水平,根据进水 NH+ 4 –N、COD 浓度不同,本试验可分为三个阶段,各阶段时间、进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度、反应器排水比例、排水周期及曝停比如表4.1 所示。

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总结

针对 SBBR 单级自养脱氮启动困难和运行难以稳定,对自动控制精度要求高的问题,试验启动阶段,采用进水 NH+ 4 –N 和 COD 浓度由高到低进行驯化,确定不同浓度下,总氮去除率最大时的 DO 值,并构建基于该 DO 值的 BP 神经网络 PID控制,实现 SBBR 单级自养脱氮工艺启动;试验运行阶段,构建了人工神经网络智能控制系统,以实现 SBBR 单级自养脱氮工艺高效稳定运行。 主要研究内容方法及结果结论如下:

篇9

关键词：大黑汀水库；水环境；氮磷容量

中图分类号：P343文献标识码： A

一、 大黑汀水库概况

大黑汀水库位于唐山市迁西县城北5千米的滦河干流上。该水库位于下游30公里处，控制流域面积35100平方千米，其中与大黑汀水库之间流域面积为1400 k，占滦河总流域面积的79％。

二、2000年之前的水质现状变化趋势

大黑汀水库的水质一直保持在地表水Ⅲ类以上标准，但由于受到滦河上游入库水质的影响，大黑汀水库NO2-N 呈现明显的上升趋势，成为大黑汀水库的主要污染物。本篇文章我们选择具有代表性的、检出率较高的NO2-N ，CODMn ，NH3-N ，挥发酚，Cr6 + 等项目进行对比分析。分析方法选择水质污染指数法进行分析：

单向指数:

Ii = Ci/ Li

式中:Li 为第i 项水质标准; Ci 为某污染物的质量浓度值。

综合污染指数取各单项指数和的平均值，即:

I = ∑Ii/ n

水质评价标准见表1

表1水质评价标准

污染程度 污染指数 污染程度 污染指数 污染程度 污染指数

未污染 ＜0.5 中污染1～3 严重污染 ＞7

轻污染 0.5～1 重污染3～7

表2大黑汀水库1984-1999年水质变化（引自王少明等）

大黑汀水库2000年以前的水质变化详见表2，从表中可以看出大黑汀水库1984-1999年水质的综合污染指数均小于0.5，说明大黑汀水库水质良好，但从污染的排序来看，大黑汀水库的主要污染物为NH3-N和CODMn，从表中还可以看出NO2-N的质量浓度有逐年上升的趋势，已成为将来发展的主要污染物指标之一，要重点防护和控制。

为配合《潘家口、大黑汀水库水资源保护规划》的实施，1999 年对周边的污染企业进行调查，基本情况见表3。在潘家口、大黑汀水库周边共有较大选矿企业8 家，生活污水口2 个，排放废水1300 多万t/ a 。这些废水基本没有经过任何形式的处理，直接排放到潘家口、大黑汀水库，对潘家口、大黑汀水库造成了一定程度的影响，而1987 年潘家口、大黑汀水库周边污染企业排放废水仅为305 万t 。根据监测结果，废水中主要污染物为悬浮物，CODMn ，NH3-N。

表31999年大黑汀水库周边污染情况

湖库 排污口/个 污水量/（万ta-1） pH值 污染物量

pb 悬浮物 COD Fe NH3-N Cd 挥发酚 Cr6 +

大黑汀 5 425.1 8.3 0 60435 247.4 3.33 3.58 0.0135 0.005 0.249

三、大黑汀水库水环境氮磷容量的模拟计算

大黑汀水库的水质环境根据2000年以前的资料显示，说明大黑汀水库水质良好，但从污染的排序来看，NO2-N的质量浓度有逐年上升的趋势，已成为将来发展的主要污染物指标之一，根据刑海燕等《潘家口、大黑汀水库水源地水质现状评价和保护对策》，大黑汀水库入库河流断面2000-2008 年的水质趋势进行分析，结果表明，潘家口、大黑汀水库的水质一直保持在地表水Ⅲ类水标准。但由于受滦河上游入库水质的影响，两大水库总磷、总氮含量呈明显上升趋势，成为两大水库的主要污染物。本文主要采取氮磷的水容量计算来确定其污染情况。

1. 水环境容量概述

水环境容量是指水体在一定环境功能的条件下， 水环境所能容纳的最大允许负荷量。污染物进人水体后， 受稀释、扩散、迁移和同化的作用， 其容量实际是由稀释容量、迁移容量及净化容量组成。影响水环境容量的因素主要包括水域及水文特征、化学性质、物理和化学自净能力、生物降解和污染物质。不同的污染物具有不同的环境容量，但具有一定的相互联系和影响， 提高某种污染物的环境容量可能会降低另一种污染物的环境容量。因此， 对单因子计算出的环境容量应作一定的综合影响分析， 较好的方式是联立约束条件同时求解各类需要控制的污染物质的环境容量，排污方式。氮磷是湖库水体富营养化的主要影响因子，实行湖库氮磷纳污总量控制是防止湖库富营养化的关键， 也是目前研究中的薄弱环节。通过不同的数学模型对湖泊水体氮、磷允许纳污量进行计算和预测研究， 对湖库水环境污染物总量控制具有现实的指导意义。

2. 水环境容计算模型的选取

大黑汀水库氮磷负荷是水库水质富营养化的主要促进因素。水库整体比较狭长， 入库河水从入口向大坝流动的过程中可以充分均匀混合； 库区没有集中的排污口。水库氮磷平衡一直处于自发调节的准平衡状态， 水体与底泥之间的氮磷交换没有经受过人为的干预。考虑模型的适用条件， 笔者拟采Dillion模型，对大黑汀水库氮、磷水环境容量进行预测。该模型是用来定量描述氮磷年总负荷与水库氮磷年平均质量浓度之间关系的一种数学解析表达式， 是专为湖泊（水库）氮磷质量浓度预测设计的， 属于灰色模型。其基本原理是：入湖（库） 的氮磷量减去湖泊（水库）中支出的氮磷量等于湖泊（水库）中氮磷的变化量。Dillion模型的计算公式为：

式中

P―湖(库) 中氮、磷的平均浓度， g/m3

Lp―年湖(库) 氮、磷单位面积负荷， g/m2a

β―水力冲刷系数

V一设计水文条件下的湖(库)容积，

Rp―氮、磷在湖（库）中的滞留系数

H―流量下计算水域的平均水深，

W出―年出湖(库) 的氮、磷量，

W入―年入湖（库）的氮、磷量；

从Dillion模型(1) 可以看出，计算P涉及的参数比较多，由于计算方法和实际测量技术的限制， 多参数不仅不会提高计算的精度， 反而会造成更大的本来可以避免的误差。为了提高该模型的实用性， 笔者根据（郭勇等《潘家口、大黑汀水库水环境氮磷容量模拟计算》将对其进行更进一步的化简和处理。水库中氮或磷的水环境容量按下式计算:

3. 主要参数分析计算

3.1 水量参数

湖（库）应采用近10年最低月平均水位或90% 保证率最枯月平均水位相应的蓄水量作为设计水量。也可采用死库容相应的蓄水量作为设计水量。本次选用大黑汀水库死库容做为设计水量， 对应该设计水量确定水库水面积（A）和水库的平均水深(h)。水库年流出水量Qa选用2007 年大黑汀水库年出库实际水量计算。

3.2 水质参数

水库纳污能力水质参数选定为总氮、总磷。由于大黑汀水库水源地的水功能区水质目标为Ⅱ类， 水库中总磷、总氮的年平均控制浓度也确定为Ⅱ类， 即年平均控制浓度分别为0.5 g/m3 和0.025 g/m3

3.3 年入库的氮、磷量分析

年入库的氮、磷量W入， 考虑了水库上游的点源、暴雨径流面源和库区内网箱养鱼等三方面污染源。

（1）点源负荷计算

按2007年入库河流的水量水质监测数据，年入大黑汀水库的污染物为潘家口水库放水中的污染物量与两库区间入库污染物量之和，计算结果为年入大黑汀水库的总氮、总磷分别为4418.85t/a、36.74t/a， 见表4。

表4 点源负荷入库污染物量估算

水亿量 污染物 控制断面水质平均浓度g/m3 年入库总量t/a

入大黑汀 9.93 总氮 4.45 4418.85

总磷 0．037 36.74

（2）暴雨径流面源负荷计算

2005年8月潘家口水库以上地区普降大雨， 形成入库洪峰， 为此跟踪了主要干支流的洪峰过程， 对洪峰样品进行采集分析， 从而计算出面源污染负荷量， 见表5 。

表5 干支流面污染源计算表

入大黑汀水库 河流名称 洪水过程来量

亿立方米 主要污染物质量

洒河 总氮 氨氮 总磷 COD

1.214 774 21.2 9．43 15143

􀀂

（3）网箱养鱼污染负荷计算

水产养殖特别是网箱养鱼对水库周围水体水质影响较大。

大黑汀水库目前有各类网箱养鱼50000个， 对水库水质造成影响， 特别对水库的富营养化的贡献率很大。网箱养鱼所产生的氮、磷污染负荷， 是投放饵料中的氮、磷未能被鱼类吸收而进人水体的部分， 估算公式一般为

在估算中，Gf 按鱼总产量计， Pf对于TN取25%鱼对饵料的消化率一般为0.7-0.9 ，本文 取0.8 。计算结果见表6。

表6、大黑汀水库网箱养鱼污染负荷计算结果表

鱼产量Kg/a 总氮 总磷

大黑汀水库 13000000 饵料中含量 负荷Kg/a 饵料中含量 负荷Kg/a

0.025 81250 0．0022 7150

根据上述水库上游的点源、暴雨径流面源和库区内网箱养鱼等三方面污染源计算，大黑汀水库年入库的总氮、总磷量分别为5274.10t/a，53.32t/a， 计算结果见表7。

表7、大黑汀水年入总氮、总磷统计表

水库 年入库的总氮量t/a 年入库的总磷量t/a

大黑汀 点源 面源 网箱 合计 点源 面源 网箱 合计

4418.85 774.00 81.25 5274.10 36.74 9.43 7.15 53.32

3.4 年出库氮、磷量分析

大黑汀水库总磷、总氮的输出量是根据2007年水库的年放水量和水库坝上的水质监测数据值计算得出的， 结果见表8 。

表8、大黑汀水库年出库总氮、总麟量统计衰

水库 出库水量 总氮 总磷

年平均浓度 总输出量 年平均浓度 总输出量

大黑汀 9.92m3/a 3.35g/m3 3323.2t/a 0.054 g/m3 53.57 t/a

3.5 大黑汀水库水环境容量计算结果

根据模型及相关参数分析， 在设计死库容大黑汀1.01亿立方米条件下，计算水库的水环境容量， 计算结果表明，大黑汀水库的的总氮、总磷纳污能力分别为787.18t/a和24.69t/a.

通过上文计算可以看出，大黑汀水库水源地要实现Ⅱ类的水质目标，与现状相比较， 总氮、总磷的人库量需消减量分别为65%、68% ， 保障水源地供水安全是一项艰巨而又紧迫的任务。因此， 尽快推进大黑汀水源地保护区划分， 落实各项水源地保护区保护措施，推进上游污染源综合治理， 开展水源地综合评价与指标及藻类监测和预报预警技术等研究，应是今后水源地保护工作的重点所在。

参考文献：

[1]娄彦兵,黄亮,冯宗,温慧娜.自动监测在水资源质量管理中的应用[J]. 人民黄河. 2012(11)

篇10

    一、在大气污染治理中的应用

    微生物用于烟气脱硫,不需高温、高压、催化剂,设备要求简单。利用自养生物脱硫,营养要求低,无二次污染,处理费用为湿法脱硫的50%。目前公认的硫酸盐还原的最初几点是Postgate1969年证实的:(1)硫酸酰苷酰转移酶(2)腺苷酰硫酸还原酶(3)亚硫酸盐还原酶

    此后,很多学者利用细菌研究了大量的脱硫技术。如利用氧化亚铁硫杆菌已使脱硫率达95%以上,日本利用该菌已使H2S脱除率达99.99%,中国利用该菌对炼油厂催化干气和工业废气脱硫,H2S去除率分别为71.5%和46.91%,Saleem等用脱氮硫杆菌的耐受株T.denitrificansF,在厌氧条件下脱硫率达80%。

    生物过滤法在50年代中期最先应用于处理空气中低浓度的臭味物质。到80年代,德、美、荷兰等国相继用此法控制生产过程中的挥发性气体和有毒气体。其过程为:

    废气(预处理)生物过滤器CO2,H20,无机盐类

    废气在反应器中停留时间很短,处理率可达90%以上。生物过滤法还可去除空气中的异昧、挥发性物质(VOCs)和有害物质,包括控制(去除)城市污水处理设施中的臭味、化工过程中的生产废气、受污染土壤和地下水中的挥发性物质、室内空气中低浓度物质等。

    微生物还可用来固定CO2,实现CO2的资源化,同时产生很多附加值高的产品。生物技术用于有机废气具有费用低、效率高等优点,在德国、荷兰、日本及北美国家得到广泛应用。毕立锋等还进行了微生物净化NOx的研究。

    二、在水污染治理中的应用

    1.废水中的脱氮除磷

    废水中氮、磷是造成水体富营养化的根源,利用生物脱氮除磷已进行了广泛的研究。污水脱氮技术主要有活性污泥法脱氮工艺,包括A/O(缺氧/好氧)工艺,可使NH4+一N去除率达80%以上,A2/O工艺,改进的氧化沟工艺和SBR工艺都可使总氮(TN)去除率达90%以上。生物膜脱氮有生物滤池、生物转盘、生物流化床、浮动床、浸没式、三级生物滤池脱氮系统等,其中三级生物滤池的反硝化速度最高达1.0kgN/(m3.d),出水TSS<1.00mg/1。

    生物脱氮中,有反硝化能力的微生物有变形杆菌、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆菌属等。污水生物处理中,除磷常与脱氮工艺一起应用,常见的除磷技术有:phostrip工艺,能使总磷(TP)≤1mg/L以下:Bardenpho系统;A/O系统;改良UCI工艺;A2/0工艺。除磷过程一般认为在有氧条件下摄取磷,在厌氧条件下释放磷,其中不动杆菌属〔Acinetobacter)是除磷的优势菌种。

    2.废水中有机物的降解

    酚类对水中生物有致畸性,使生物具有难闻的酚味,化学处理法由于二次污染问题受到限制,而利用培养优势菌群的微生物法降解酚类却有显着作用。如卞华松采用PVA1799冷冻改良法固定优势菌群,对浓度为565mg/L的苯酚去除率为94%以上;张春桂研究降解五氯盼(PCP)的细菌是醋酸细菌、产碱菌和气单胞菌。此外,可用家禽废物分解的网纹水蚤属(Ceriodaphniadubia)LD50和弧菌属(Vibriofischeri)EC50、链霉菌30

    3、芽胞杆菌KMR一

    1、麦芽糖假丝酶母10-4等对酚类进行降解。

    有机物的生物降解中,白腐菌是值得一提的。白腐菌是一类提子真菌,在废水治理中,其降解污染物的范围十分广泛。白腐脉射菌(Ph1ebiaradiata)I-5-6在高C低N培养条件下,对多环芳烃类、氯代烃类、酚类、氯代酚类、烷基苯类和硝基苯类化合物有显着的降解作用。白腐菌中金孢展齿革菌(PhanerochaeteChrysospriumBurdsall)可降解多环芳烃、DDT、TNT、CCl

    4、氰化物、氯代芳香化合物、酚类、胺类、农药、染料、杂酚油、煤焦油、重油等。还可降解林丹、氯丹、多氯联苯、2,3,7,8-TCDD和二氯苯胺等有机氯化物。此外,用微生物降解的有机物包括:四氯乙烯、甲醇、苯胺、甲胺磷、三氯乙烯、硝酸甘油。

    3.废水中重金属的去除

    由于藻类对重金属离子具有较强的富集能力,利用其生物吸附作用可从工业污水中去除有毒、放射性金属和回收稀有、贵重金属。该法具有高效、经济、简便、选择性好等优点,尤其适用于低浓度及一般方法不易去除的金属。如用菌藻共生体从无营养液的含As(Ⅲ)、As(V)的废水中除砷率可达80%以上,含营养液的As(V)去除率>70%,As(Ⅲ)去除率>50%;用啤酒酵母菌(Saccharomycescerevisiae)和盐泽螺旋藻(Spirulinasubsala)对Cd、Ni、Cu有明显吸收;用固定在聚砜基质上的真菌可除去Cd、Cu、Pb、Ni;Pb的去除还可用林可链霉素和黑根霉菌。

    4.废水中其它物质的去除

    染料废水是难以降解的一大类工业废水,在厌氧微生物环境中,偶氮染料可通过还原作用完全生物降解。将优势菌的不完全厌氧-接触氧化工艺用于处理印染工业废水,脱色率达90%以上。用专性厌氧菌硫酸盐还原菌混合培养物对偶氮染料、三苯甲烷染料、蒽醌染料的废水进行脱色,脱色率在1小时之内可达69.9-98.8%。微生物处理电镀废水,对各种金属离子的一次净化率达89.9%以上。蔗渣浆,用白腐菌处理含氯漂剂漂白的废水,脱色率可达91.2%,BOD5去除率为92.5%,CODcr去除率为88.7%。屠宰废水、橄榄加工厂废水、啤酒废水等用微生物处理均可取得较好的效果。

    三、环境中其它污染物的处理