導語：如何才能寫好一篇廢水中總氮處理方法，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

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關鍵詞：沸石；SBR系統；SBR-沸石系統；氨氮廢水

中圖分類號：X703文獻標識碼：A文章編號：16749944（2013）12016104

1引言

我國水體中氨氮污染很嚴重。1998年中國環境公報[1]顯示，我國水體污染嚴重，而氨氮為水體主要污染指標之一。氨氮排入水體，特別是流動較緩慢的湖泊、海灣，容易引起水中藻類及其他微生物大量繁殖，形成富營養化污染，除了會使自來水處理廠運行困難，造成飲用水的異味外，嚴重時會使水中溶解氧下降，魚類大量死亡，甚至會導致湖泊的干涸滅亡[2]。另外，氨氮對某些金屬也有腐蝕作用，而且對水中的投氯消毒也有不利影響。因此，應嚴格控制水中的氨氮濃度。

水中的氨氮來源很多，排放量也很大。生活污水、禽畜飼養場出水、農田出水、化糞池滲濾液、垃圾滲濾液、氮肥廠廢水、煉焦廠廢水、味精廠廢水、濕冶廠排出水中都含有大量的氨氮，而且這些污水中氨氮濃度大都很高。如煉焦廠廢水達2000mg/L以上，味精廠某些廢水中的氨氮濃度超過10000mg/L，而國家綜合排放標準中規定氨氮最高允許排放濃度為15mg/L。由此看來，氨氮的治理任務迫切而又艱巨。

本課題設計在SBR反應器內加入少量沸石粉末，使其與生化系統中的活性污泥形成膠狀生物團，利用沸石對氨氮具有選擇性吸附能力這一特點，使活性污泥與沸石界面之間的氨氮濃度能夠有所提高。這使水體中的氨氮在反應器中的停留時間明顯延長，非常有利于硝化菌和反硝化菌對氨氮進行氧化—還原，可能使反應系統處理氨氮的能力增強，從而在進水氨氮含量較高的情況下（>80mg/L），其出水的NH3＼|N值保持處于較低的水平（

2材料與方法

2.1實驗材料

沸石（粒徑0.8～1.7mm）、SBR反應器、250mL具塞錐型瓶、氨水、81-2型磁力恒溫攪拌器、MODEL818型pH計、蒸餾裝置、五頭曝氣機、曝氣頭、定時器、活性污泥（來自金山石化廠）。

2.2測定方法

水中氨氮測定——蒸餾和滴定法 （GB7478-87）；化學需氧量（CODCr）測定——重鉻酸鹽法 （GB11914-89）；亞硝酸根測定——比色法；硝酸根測定——苯酚磺酸法[3]。

2.3沸石對廢水中氨氮的吸附能力的研究

2.3.1沸石吸附飽和實驗

稱取定量氯化氨，溶于定量去離子水中，使溶液氨氮濃度約為150mg/L，調節pH值至約等于6。取多個潔凈干燥500mL具塞錐型瓶，置入一定質量沸石（4.000g），以500mL容量瓶移配好溶液至瓶中，恒溫條件下同時開動攪拌，每隔1h取2瓶停機靜沉10min后取樣，以濾紙自然滲濾，取濾液50mL，蒸氨測定。實驗在前4h連續進行。當變化值變小時，則為間隔24h。

2.3.2高濃度進水實驗

稱取定量氯化氨，溶于定量去離子水中，使溶液氨氮濃度約為600mg/L，調節pH值至約等于6。取多個潔凈干燥250mL具塞錐型瓶，置入一定質量沸石（2.5000g），以250mL容量瓶移配好溶液至瓶中，恒溫條件下同時開動攪拌，每隔1h取1瓶停機靜沉10min后取樣，以濾紙自然滲濾，取濾液20mL，蒸氨測定。實驗在前5h連續進行。當變化值變小時，則為間隔24h。

2.3.3pH值對沸石吸附氨氮能力的影響

稱取定量氯化氨，溶于2L去離子水中，使其中氨氮濃度約為150mg/L。取6個潔凈干燥250mL具塞錐型瓶，置入一定量沸石，以pH計調節溶液pH值至約等于3.5、4、5、6.5、7、7.5時分別取出250mL定容后倒入具塞錐型瓶，另取一潔凈干燥250mL具塞錐型瓶，移250mL pH值為7.5的溶液入內。將上述錐型瓶置于搖床恒溫20℃狀況下，搖24h后取下靜沉，經濾紙自然滲濾后，取濾液蒸氨滴定。

2.3.4有機物對沸石吸附氨氮能力的影響

取6個250mg/L具塞干燥的錐型瓶，各放入2g沸石，其中3個各放入一些苯鉀酸鈉，然后放在磁力恒溫攪拌器上攪拌，分別在1h、2h、3h測氨氮濃度，

2013年12月綠色科技第12期

王偉萍，等：SBR-沸石系統處理氨氮廢水的研究環境與安全

2.4SBR-沸石系統處理含氨氮廢水能力的研究

2.4.1SBR系統的曝氣實驗

在曝氣池內投入一些其他污水廠的濃縮污泥或脫水污泥，投入微生物所需要的營養液（C∶N∶P=100∶5∶1）進行悶曝，數小時后停止曝氣，排水，然后將上清液放掉1/3，再加營養液，每天2次，3d后，測COD值。若COD有50%去除率，可使進水中的COD值增加至500mg/L；若COD去除率達60%～70%，假如要處理的COD在1000mg/L，則可減少所投入的營養，增加廢水水量，但COD還是控制在500～600mg/L。3d后若COD去除率不變，則再次減少營養，增加廢水水量，一直到廢水全部進入曝氣池內達到設計要求，若廢水中缺N、P，則按比例根據水量每天要補加投入。

2.4.2沸石-SBR系統去除氨氮的影響

在其中一個SBR系統中投入10g沸石，另一個則不投，此時污泥指數MLSS=2800 mg/L，SV30=30%，曝氣8h，靜沉4h，然后出水測氨氮濃度、COD和總氮，進行比較。

3結果與討論

3.1沸石對氨氮廢水的影響

3.1.1沸石的離子交換性質

沸石是一種密集鋁的硅酸鹽，結構是以Si為中心，形成4個頂點有O配置的SiO4四面體，Al取代Si并置換成AlO4四面體的結合體，一般可用以下化學式表示：

沸石作為離子交換體，具有特殊的離子交換特性，對離子的選擇交換順序如下所示：

可見，沸石對氨離子有較高的選擇性，采用沸石進行離子交換處理，從污水中吸附氨氮是可行的[4]。

3.1.2沸石吸附飽和時間、飽和量實驗

由圖1可以看出， 0～6h時吸附量逐漸增大，隨后吸附變慢，沸石吸附氨氮的趨于平衡。沸石的最大NH+4＼|N吸附容量為14～20mg/g沸石，在我們現有條件下，沸石的NH+4＼|N吸附容量約在10mg/g沸石左右。通常情況下，沸石達到NH+4＼|N吸附飽和所需時間較長，但由于其吸附具有開始時較快，之后越來越慢，在較短時間（約不到1h）內完成大部分吸附的特點，因此在實際工程中具有較大利用價值。

由圖2可知，進水的氨氮濃度對吸附容量和吸附飽和時間有較大影響。在0～4h時氨氮濃度由600mg/L降到32.55mg/L，吸附量變大。因此，進水氨氮濃度越大，沸石對氨氮吸附的吸附量就越大，吸附速度也就越快。

3.1.3影響沸石吸附氨氮能力因素的實驗

由圖3可知，在通常情況下（pH=4～8之間），pH值的變化對沸石對NH+4＼|N吸附容量的影響很小，當我們在處理pH值約為7的普通廢水時，可不考慮pH值對NH+4＼|N吸附容量的影響。

由圖4可知，1h時，加入苯甲酸鈉的廢水測得的氨氮濃度明顯比未加苯甲酸鈉的要高，說明沸石對有機物和氨氮同時吸附，但到了2h、3h時，這個差距就很小，幾乎可忽略。因此對我們的SBR系統（曝氣8h）而言，有機物的影響可忽略。

3.2SBR-沸石系統處理含氨氮廢水能力的研究

3.2.1SBR系統曝氣時間的影響

在培養污泥的同時，我們需要確定SBR系統曝氣時間的大小，經過燒杯實驗，我們得出結果，見圖5。由圖5可以看出，COD隨時間增加而呈直線降低。到了8h及9h COD不再下降，基本保持水平。到達12h后，COD又呈上升趨勢。一般來說，廢水的停留時間為8h的時候處理效果是最佳的。因此本課題的SBR系統采用曝氣8h，靜沉4h的方案。

3.2.2投加沸石對SBR系統去除氨氮的影響

由圖6可知，投入沸石使SBR系統去除氨氮的效率平均提高6.5%。由于生物脫氮的去除率一般能達到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%，說明加入沸石對SBR系統去除氨氮很有效，對低濃度氨氮廢水的處理，這種SBR-沸石的方法就更有效。

由圖7可知，SBR生化系統對COD的去除率很高，一般都超過90%，加入沸石后，COD去除率確有一些提高，但提高不大，平均在1%。因此，投與不投沸石對COD的去除率沒有影響。

由圖8可以看出，由生物硝化-反硝化原理，氨氮經硝化過程，變成硝態氮和亞硝態氮，但廢水中總氮量并未變化，只有經反硝化過程，變成氮氣逸出這時總氮量減少。在氨氮很低的情況下，氨氮去除率為100%。由以上圖6、7和圖8可知，SBR投入沸石的總氮去除率比純SBR法的總氮去除率平均提高27.6%，看來投沸石對SBR法去除總氮的處理效果較明顯。

4結語

（1）進水氨氮濃度越大，沸石對氨氮的吸附量就越大，且吸附速度也越快。pH值對沸石吸附氨氮的能力影響很小，當進水pH值在7左右時，可忽略pH值的影響。COD對沸石吸附氨氮的能力影響可以忽略。

（2）投加沸石以后，SBR法對氨氮的去除率比純SBR法提高了6.5%，這說明加入沸石對SBR法去除氨氮很有效。對COD的去除率比純SBR法只提高了1%，所以我們近似認為，投加沸石與否對COD的影響不大。 SBR-沸石的總氮去除率比純SBR法的總氮去除率平均提高27.6%，看來投沸石對SBR法去除總氮的處理效果較明顯。

（3）加入10g沸石后，即1L廢水加3g左右沸石，SBR系統對氨氮和總氮的去除作用一直持續了1個月左右，由此可見，這種SBR加沸石的方法還是比較經濟，且效果比較明顯。

參考文獻：

[1] 國家環保總局.1998年中國環境公報[J].環境保護，1999（7）.

[2] 錢易. 環境保護與可持續發展[M].北京：高等教育出版社，2000：50～51.

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1實驗部分

1.1試劑和儀器NaHCO3、甲醇均為工業級；SartoriusAG型精密pH計：德國賽多利斯公司；DR2800型水質分析儀：美國哈西公司；723N型可見分光光度計：上海啟威電子有限公司；BT-210S型電子分析天平：德國賽多利斯公司；YSI550A型溶氧儀：美國YSI金泉公司，DP5000在線pH計：米頓羅；SG3便攜式電導率儀：瑞士梅特勒。試驗用SH-pH型pH控制-補料搖床：上海國強生化工程裝備有限公司。

1.2廢水水質試驗用水取自某氮肥企業的污水儲罐。首先經過硝化細菌脫氨氮處理后，廢水中累積了大量的亞硝酸鹽，然后利用硝化反應之后的廢水進行反硝化脫氮規律研究，反硝化過程以甲醇作為碳源。反硝化用水水質見表1。

1.3生物樣品來源硝化階段以撫順石油化工研究院開發的以亞硝酸菌為主的硝化污泥[7]作為接種污泥，反硝化階段以亞硝酸鹽為底物的反硝化菌為主的反硝化顆粒污泥[8]作為接種污泥。

1.4試驗方法試驗首先利用100L反應器，采用亞硝化細菌為主的活性污泥完成尿素生產過程產生廢水的硝化脫氨氮反應，然后再利用硝化反應的出水作為反硝化脫氮反應的進水，采用自動控制補料搖床進行批次試驗，研究反硝化脫氮規律，確定針對尿素生產過程排放廢水的反硝化適宜pH和碳氮比。

1.5分析方法ρ（NH3-N）采用GB7478-1987《水質-銨的測定-蒸餾滴定法》測定；ρ（NO2--N）采用GB7493-1987《水質-亞硝酸鹽氮的測定-分光光度法》測定；ρ（NO3--N）采用GB7480-1987《水質-硝酸鹽氮的測定-酚二磺酸分光光度法》測定；DO和溫度采用溶氧儀測定；pH采用pH計測定。COD采用GB11914-1989《水質-化學需氧量的測定-重鉻酸鹽法》測定；污泥濃度(以MLSS計)采用重量法測定。

2結果與討論

2.1C/N對反硝化過程的影響在反硝化過程中，碳源除了作電子供體外，還作為微生物生長所需營養物質而被消耗，所以污水中污染源種類和濃度不同，則需要不同的碳氮比。本試驗將DO控制在0.5~2.0mg/L范圍內，調節初始pH為8.0，污泥濃度(MLSS)為1800mg/L左右，在進水C/N分別為1∶1、2∶1、3∶1、4∶1、5∶1和6∶1六種情況進行試驗，反應液體積均為150mL，考察不同C/N條件下的反硝化脫氮效果。

2.1.1C/N對TN去除率的影響從圖1可以看出，在不同C/N條件下顆粒污泥脫氮效果存在很大差別。當C/N≥3∶1時，反應進行6h，總氮去除率達99%以上；當C/N為2∶1時反應進行6h，總氮去除率只有76.79%，此后不再進行反硝化脫氮；而C/N為1∶1時，反應進行4h總氮去除率達38.8%，此后停止反硝化，表明碳源不足限制了反硝化反應的繼續進行。由此可見充足的碳源是保證反硝化脫氮順利進行的必要條件。

2.1.2C/N對COD去除率的影響從圖2可以看出，C/N不同，顆粒污泥對COD的去除效果具有明顯差別，在6h前反應液中COD的去除率均呈上升趨勢，且隨著C/N的增加，上升趨勢變緩；反應進行6h后，當C/N≤3∶1時，COD去除率達到80%以上；當C/N為5∶1和6∶1時COD去除率只有56.75%和51.28%，這表明C/N過高將影響COD的去除效果，雖然能保證良好的脫氮效果，但是水樣中會有大量的剩余COD，這仍然影響出水水質。綜合考慮TN和COD的去除，將C/N控制在3∶1左右可同時滿足脫氮和除COD的需要。

2.2初始pH對反硝化過程的影響有文獻報道反硝化反應最適宜的pH值是6.5~7.5，pH高于8或者低于6時，反硝化速率將大為下降。本實驗將DO控制在0.5~2.0mg/L范圍內，C/N為3∶1，MLSS為1800mg/L，進水初始pH分別調整為6.5、7.0、7.5、8.0、8.5和9.0六種情況，反應液體積均為150mL。試驗過程中檢測6h內總氮和COD隨反應時間的變化規律。

2.2.1TN去除效果圖3是不同初始pH條件下總氮濃度隨反應時間的變化情況，隨著反應的進行，在同一時間內總氮濃度出現明顯差別。當初始pH在8~9之間時，反應過程差別不大，均在4h將200mg/L的總氮完全脫除；當pH為7.5時反應時間相對長一些，經過5h將200mg/L的總氮完全脫除；而當pH為7.0和6.5時，反應進行5h時，總氮濃度分別降低到159.24和152.11mg/L，去除效果很差。由此可見，要想在短時間內達到很好的去除效果，初始pH應該大于7.5。

2.2.2COD和TN去除率當反應進行4h后，從圖4的COD和TN的總體去除效果來看，pH≥8.0的三種情況下，總氮去除率達99%以上，相應COD去除率也高達80%以上；而當pH≤7.5時，隨著pH的降低，COD和TN的去除率均呈下降趨勢。由此可見，初始pH不但影響TN的去除效果，同樣影響COD的去除效果。要想達到高效的脫氮和除COD效果，反應器內適宜的初始pH是至關重要的。考慮到反硝化是個產生堿度的過程，因此本試驗條件下最適初始pH為8.0。

3結論

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關鍵詞：氨氮；總氮；問題；關系；廢液

氨氮是指水中以游離氨（NH3）和銨離子（NH4+）形式存在的氮。水中的氨氮主要為生活污水中含氮有機物在微生物作用下的分解產物。氨氮是水體中的營養素，水中氨氮濃度過高可導致水富營養化現象產生，對水中生物有危害，是水體中的主要耗氧污染物。國家要求每月上報地表水、水功能區氨氮結果，每年兩次測定地下水、排污口氨氮結果。因此它是水體好壞的一個重要評價指標。文章把氨氮在實驗室檢測分析氨氮、氨氮總氮關系、氨氮廢液處理方面涉及的一些問題做了闡述，并提出了一些解決方案。

1 現在行之有效的方法為納氏比色法GB7478-87，此方法在實驗室檢測氨氮時應注意的相關問題

1.1 在實驗室環境方面

氨氮分析室不能存在銨鹽類化合物和硝酸鹽氮，避免交叉污染，使空白值偏高。

1.2 在試劑方面存在的問題

1.2.1 主要注意的是納氏試劑，納氏試劑有兩種配制方法，第一種方法二氯化汞沒有確切用量，按照反應原理和經驗，二氯化汞和碘化汞的比應為0.41，二氯化汞因為溶解較慢，可采取低溫加熱縮短反應時間，而且這樣還能避免二氯化汞紅色沉淀提前出現。第二種方法配置的納氏試劑，經多次試驗檢驗配好后需靜置2天，否則系數、空白都會偏高。保存在聚乙烯瓶中，放入冰箱低溫冷藏，保證其穩定性。

1.2.2 酒石酸鉀鈉按經驗應該在放有50g酒石酸鉀鈉的燒杯中加水至燒杯100ml刻度線，而不是加100ml水。然后冷卻在定容到100ml。

1.3 實驗室溫度

應在20-25℃，能保證分析結果的可靠性。

1.4 反應時間

要保證在10-20min，之后進行比色分析。

1.5 水樣稀釋問題

水中的氨氮主要為生活污水中含氮有機物在微生物作用下的分解產物。如果水樣顏色為無色，可直接取樣分析；如果水樣有顏色，狀態為混濁時，要進行適當的預處理，然后再進行檢測分析。

1.5.1 當水樣為淡黃色，就直接檢測；當水樣顯深黃色或桔紅色，應進行稀釋，然后再進行檢測分析。

1.5.2 樣品無混濁，可以直接取樣分析；樣品如果出現白色混濁，說明樣品中含鈣、鎂等金屬離子較多，應該進行適當的預處理。

1.5.3 預處理包括絮凝沉淀法和蒸餾法。（1）絮凝沉淀法主要針對無顏色但比較渾濁的水，操作步驟為：取100mL水樣，加入1mL10%的硫酸鋅溶液，加氫氧化鈉溶液，使pH值在10.5左右，搖勻，用無氨水充分洗滌中速濾紙，用其過濾，棄去初濾液20mL，取50mL樣品進行分析。（2）處理顏色較深、混濁、受污染嚴重的水采用蒸餾法：取水樣250ml，當氨氮濃度高時可適量少取，加水至250ml，使氨氮含量不超過2.5mg，然后倒入500ml凱氏燒瓶中，加幾滴pH在7左右的0.05%溴百里酚藍指示液，把凱氏燒瓶液體用1mol/L氫氧化鈉溶液調至pH在7左右，放 0.25g輕質氧化鎂和4、5粒玻璃珠，快速連接氮瓶和冷凝管，導管下端插入50mL20g/L硼酸溶液，加熱蒸餾，餾出液至200mL時，停止蒸餾， 最后定容到250mL即可。

2 總氮和氨氮的關系

總氮包括氨氮、硝氮、亞硝酸鹽氮和有機氮。如果水體穩定，總氮=氨氮+硝氮+亞氮+有機氮，總氮和氨氮成正比，總氮會隨著氨氮的升高而升高，隨著氨氮含量的降低而降低。

3 氨氮的廢液處理

氨氮廢液處理的方法很多，物理化學法包括空氣吹脫法、這點氯化法、循環冷水系統脫氨法、化學沉淀法、催化濕式氧化法、液膜法、電滲析除氨氮法。生物脫氨法包括傳統硝化反硝化、厭氧氨氧化法、短程硝化反硝化、同時硝化反硝化法。現在氨氮廢液處理應用廣泛的方法是：生物脫氨法、折點氯化法、離子交換法氨吹脫、汽提法。

為了對環境不造成二次污染，可用氫氧化鈉將廢液pH調至9左右，1L廢液加1g硫化鈉，攪拌均勻。再加入7g硫酸亞鐵，經攪拌后使其完全反應，放置12小時以上，使其完全沉淀。最后上清液排放，殘渣可焙燒回收。

目前我國地表水污染情況較嚴重，飲用水源大多受到氨氮污染。以上是實驗室檢測氨氮、氨氮總氮關系和氨氮廢液處理需要注意的相關問題。作者對這些問題闡述了對應的解決方法，避免在日常工作中出現相關問題。

參考文獻

[1]曾巾，楊柳燕，肖琳，等.湖泊氮素生物地球化學循環及微生物的作用[J].湖泊2007，19（4）：382-389.

[2]李健昌，封丹，羅仙平，等.氨氮工業廢水處理技術現狀和展望[J].四川有色金屬，2008（3）：41-44.

[3]奚旦立，孫裕生，劉秀英.環境監測（第三版）[M].北京：高等教育出版社，2004：101.

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【關鍵詞】：微生物絮凝劑；污水處理；應用；發展

目前，工業的不斷發展對環境造成的威脅日益加劇，特別是對水環境惡化的影響，因此，越來越多的化工和礦業等領域使用絮凝劑，它可以使固體懸浮物凝聚并且下沉，使污水變清，但是傳統絮凝劑的效果不佳且耗費財力，隨著生物技術的發展，研發出一種新型的天然高分子絮凝劑-微生物絮凝劑，其使用所產生的效果顯著，受到國內外一致好評。

1、微生物絮凝劑的特點

絮凝劑是能夠讓液體中懸浮的固體顆粒凝聚并達到沉降目的的一種物質。微生物絮凝劑是天然高分子有機物的一種，具有以下幾種特點：第一，高效性。在使用同等用量的情況下，微生物絮凝劑的效率較常規絮凝劑的效率高。第二，安全無毒性。經過試驗，微生物絮凝劑可以使用在食品和醫藥行業中，并且經過微生物絮凝劑處理的食品廢水，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，在食品和醫藥行業廢水處理中都起著重要作用。第三，無二次污染。由不同種類微生物生成的不同絮凝劑，其中的成分也都不同，比較復雜。現在絮凝劑大多是由糖蛋白、纖維素等高分子物質生成的，有較強的自行降解的能力，因此微生物絮凝劑的使用不會造成二次污染。第四，用途廣泛。對于建材廢水、染料廢水、畜產廢水處理中都收到良好的效果。

2、微生物絮凝劑在污水處理中的應用

2.1煤泥廢水的處理

濕法選煤加工的方式會產生煤泥水，即工業廢水。經過微生物絮凝劑的處理受到良好的效果，在價格上較高分子絮凝劑便宜，而且不會產生二次污染，將有機污染物有效降解。外國研究微生物絮凝劑對煤泥水的絮凝效果比中國早，在20世紀60年代外國就已使用草分枝桿菌對煤泥廢水進行絮凝處理，也收到良好結果，在我國，對煤泥廢水絮凝劑進行研究第一人是劉志勇，經試驗得出原始、馴化、紫外和化學誘變的微生物絮凝劑產生菌對煤泥廢水的處理效果明顯。

2.1.1城市生活廢水的處理

在城市生活廢水中可以分離出高效混合菌群，用于生活廢水的絮凝和降解，可以使污水中的化學需氧量（COD）、五天生化需氧量（BOD5）被大量去除。利用微生物絮凝劑TH6對生活污水進行處理，對化學需氧量（COD）的去除率達到68%，對于懸浮物（SS）的去除率達到91%。

2.1.2食品工業廢水的處理

在食品工業廢水的處理中使用微生物絮凝劑，可到達預期的效果。味精生產廢水可以使用微生物絮凝劑普魯蘭處理，其化學需氧量（COD）和懸浮物（SS）兩項指標的去除率皆可以達40%，濁度的去除率也可以達99%，鄧述波等人對淀粉廢水的處理使用菌株A-9，其中，化學需氧量（COD）的去除率可達68.5%，懸浮物（SS）的去除率可達85.5%，處理效果比化學絮凝劑明顯，并且，可以將其蛋白質成分回收制成飼料。

2.1.3印染廢水的脫色處理

目前，廢水處理技術使五天生化需氧量（BOD5）指標降低，可是對于可溶性色素溶液來說，其脫色效果不是十分明顯，但是利用微生物絮凝劑進行處理后，達到了預想的效果。胡筱敏等人利用該特點開發出處理硫化染料廢水的微生物絮凝劑MBFA-9，其投加0.01%的體積的量，助凝劑是不需要再投加的，處理前后D590指標分別為1.89、0.015，達到99.2%的脫色率。

2.2畜產廢水的處理

畜產廢水中五天生化需氧量（BOD5）很高，是有機廢水中難以處理的一類。利用微生物絮凝劑可以使總有機碳（TOC）和總氮（TN）的含量降低，使用微生物絮凝劑NOC-1處理畜產廢水，待處理十分鐘后，其總有機碳（TOC）的去除率為70%，總氮（TN）的去除率為40%，濁度去除率為94.5%，處理之后，廢水基本可以達到無色且澄清的效果。

2.3建材和焦化廢水處理

為了使廢水中絮凝體快速有效地沉淀去除，可以在固體懸浮顆粒含量較大的廢水中加入某種發酵微生物絮凝劑的液體。如Alcaligenueslatus培養液加入在焦化懸濁廢水中，待沉降之后，其清液達到了78%的顆粒去除率。

3、微生物絮凝劑的發展方向

微生物絮凝劑在多種廢水處理中都能達到預期的效果，因此，應該將微生物絮凝劑開發和研究作為重點。首先，建立和完善篩選絮凝劑的方法。目前，對絮凝劑的初、復篩都是使用高嶺懸濁液，存在誤差且效率低，因此，要提高工作的效率，快速找到有效篩選絮凝劑產生菌的方式方法是關鍵。其次，對于微生物絮凝劑的絮凝機理進行深入研究。微生物絮凝劑的絮凝機理研究應不僅僅從生物角度，也要從物理和化學等方面多層次、多角度進行，根據以往的絮凝機理對不同廢水處理作用和效果，尋其規律，有針對性地開發出不同水質所對應的不同微生物絮凝劑，就可以達到減少絮凝劑的使用量也能取得良好效果的目的，從而使處理廢水的成本降到最低。因此對絮凝機理的研究可以從根本上實現廢水處理的預期效果。最后，構建工程菌。如果絮凝劑的產生都依靠自然環境，那么規模化的生產和使用是有很大難度的，因此可以利用高科技技術構建工程菌。絮凝的基因可以利用分子生物學技術取得，再根據轉基因技術將其菌誘變育種，產生有絮凝功能的工程菌。

結語

微生物絮凝劑的開發與研究應用正朝低成本、高效益、無污染的方向發展，其中，一方面是因為人們對生態環境的保護意識增強，另一方面則是因為微生物絮凝劑的應用給人類的生產生活環境有現實利益，這是一項服務當前、利于未來的持久工程。微生物絮凝劑在污水處理方面的應用和研究，不僅開拓了水處理技術的應用范疇，而且使污水的處理效果大大提升。因此，微生物絮凝劑在污水處理的應用中會有長足的發展。

【參考文獻】：

[1]熊學文，張宏偉.淺談污水處理中微生物絮凝劑的應用[J].江西建材，2014（19）.

[2]李楠.微生物絮凝劑及其在污水處理上的應用[J].地球，2015（08）.

篇5

關鍵詞：好氧反硝化細菌；分離；農村生活污水；除氮率

中圖分類號：S154.3 文獻標識號：A 文章編號：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

隨著我國農村生活水平的大幅度提高，農村生活污水中的COD、TN含量增加。據統計，我國農村生活污水每年的排放量為80～90億噸[1]。由于農村生活污水具有面廣分散、成分不穩定、排放不均勻、幾乎不含有毒有害有機污染物、水量系數變化大等特點，加上我國大部分農村沒有污水排放管網和污水處理系統，這些生活污水未經任何處理就直接排放到自然環境中，使得農村河道、地下水水體污染越來越嚴重，對生態環境造成了極大破壞。我國農村生活污水處理技術的研究起步較國外晚，目前國內較為成熟的處理技術主要有穩定塘處理技術[2]、人工濕地處理系統[3]、土地處理技術[4]和生物膜技術[5，6]等。盡管這些污水處理技術在實際應用中取得了一定效果，但也存在投資和處理成本較高、工藝復雜、占地面積大以及處理效果不穩定等缺點。因此，研究一種適合農村生活污水處理的技術，對解決農村污染問題具有迫切的現實意義。目前利用好氧反硝化菌來處理污水中氮素正得到廣泛關注和研究。本研究試圖通過篩選具有反硝化作用的目標菌，開展對農村生活污水的除氮研究，以期為好氧反硝化細菌在農村生活污水處理中的應用提供理論支持與實踐指導。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 樣品來源 本試驗反硝化菌株篩選所用土壤來自湖南農業大學周邊水稻田，當天采集當天分離。

農村生活污水：取自長沙市某小區生活污水。

1.1.2 培養基 反硝化細菌富集、分離培養基：參照文獻[7]配制。

斜面培養基：牛肉膏蛋白胨培養基。

液體種子培養基：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。

反硝化性能測定培養基（g/L）：參照文獻[7]配制。

發酵基礎培養基：葡萄糖2%，蛋白胨1%，KH2PO4 0.2%，MgSO4?7H2O 0.1%，pH 7.0～7.5。

以上培養基均在121℃滅菌25 min。

1.1.3 主要試劑與設備 Na2HPO4?7H2O、KH2PO4 、NH4Cl、MgSO4?7H2O、HCl、KNO3、丁二酸鈉、葡萄糖（ 以上均為AR，國藥集團），NaNO2 （AR，上海山浦化工有限公司）。

高壓濕熱滅菌鍋（SS-325，TOMY.KOGYO.CO.LTD）、電熱恒溫干燥箱、單人單面超凈工作臺、可見光分光光度計（752型，上海光譜儀器有限公司）、恒溫搖床、恒溫培養箱。

1.2 試驗方法

1.2.1 反硝化細菌的富集和初篩 稱取1 g水稻田土壤接種到裝有100 mL反硝化細菌富集培養基的250 mL三角瓶中，30℃、180 r/min條件下富集48 h。然后按10倍稀釋法將富集液適當稀釋，分別取不同濃度的稀釋液0.1 mL接種到反硝化細菌分離固體培養基平板中央并涂布均勻，置于30℃恒溫培養箱中培養至長出單菌落。挑取菌落形態特征不同的單菌落于分離培養基平板上劃線純化后進行斜面保存并編號。

1.2.2 反硝化細菌的復篩 將初篩菌株的斜面菌種接種于液體種子培養基中，30℃、180 r/min恒溫振蕩培養24 h。然后將液體種子分別按2%（V/V）接種量接種在裝有100 mL滅菌反硝化性能測定培養基的250 mL錐形瓶中，30℃、180 r/min搖床恒溫振蕩培養48 h，按照文獻[8]測定發酵前后培養液中NO-2-N和總氮含量，計算亞硝酸鹽氮和總氮的去除率。

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

1.2.3 篩選菌株的鑒定 ①形態及生理生化試驗。將待測反硝化細菌接種于牛肉膏蛋白胨培養基平板上活化2～3代，根據《伯杰氏細菌鑒定手冊》[8]進行形態學和生理生化特征鑒定。

②菌株16S rDNA序列分析。用Ezup柱式細菌基因組DNA抽提試劑盒提取待分析反硝化細菌的16S rDNA，用引物27F（5′-AGTTTGATCCTGGCTCAG-3′）和1492R（5′-GGTTACCTTGTTACGACTT-3′）進行PCR擴增。PCR擴增產物經純化回收后，送上海生物工程技術服務有限公司進行測序，測序結果通過http：//ncbi.nih.nlm.gov網站用BLAST與GenBank數據庫中已有細菌的16S rDNA序列進行序列同源性比對，用MEGA 6.06的Neighbor-Joining法構建系統發育樹，并進行1 000次Bootstraps檢驗。

1.2.4 篩選菌株對農村生活污水的除氮效果 ①葡萄糖添加量對除氮效果的影響。在250 mL三角瓶中加入150 mL農村生活污水，分別加入0、0.01%、0.02%、0.03%、0.04%和0.05%的葡萄糖，接種量為0.0002%（V/V），30℃、100 r/min恒溫振蕩培養箱中培養48 h，測定總氮和亞硝酸鹽氮含量，并計算總氮和亞硝酸鹽氮的去除率。每處理重復3次。

②接種量對除氮效果的影響。在農村生活污水中分別加入接種量為0.00005%、0.00010%、0.00015%、0.00020%和0.00025%（V/V）的液體種子，葡萄糖添加量按已優化值，其它條件不變，測定總氮和亞硝酸鹽氮含量，并計算總氮和亞硝酸鹽氮的去除率。

③搖床轉速對除氮效果的影響。將裝有農村生活污水的三角瓶分別置于60、80、100、120 r/min和140 r/min的恒溫振蕩培養箱中，葡萄糖添加量、接種量按已優化值，其它條件不變，測定總氮和亞硝酸鹽氮含量，并計算總氮和亞硝酸鹽氮的去除率。

④處理時間對除氮效果的影響。按前述優化條件處理，在處理24 h開始第一次取樣，以后每隔12 h取樣一次，直至培養72 h，測定總氮和亞硝酸鹽氮含量，并計算總氮和亞硝酸鹽氮的去除率。

2 結果與分析

2.1 好氧反硝化細菌菌株初篩結果

經富集分離，從水稻田土壤中分離到28株菌落形態特征差異明顯且具有反硝化能力的細菌，進一步純化后，保存于牛肉膏蛋白胨固體培養基斜面上，并分別編號LKX-1～LKX-28。

2.2 好氧反硝化細菌菌株除氮效果復篩結果

從篩選得到的28株菌株中選擇生長速度快的13株細菌進行除氮效果復篩，其總氮和亞硝酸鹽氮的去除率分別見圖1、圖2。可見，不同菌株對總氮和亞硝酸鹽氮去除的效果不同，其中菌株LKX-1對總氮和亞硝酸鹽氮去除率最高，分別達到66.22%和98.36%。因此選擇LKX-1進行后續試驗。

2.3 菌株LKX-1的鑒定結果

2.3.1 菌株形態及部分生理生化特征 菌株LKX-1的菌落形態特征為：乳白色，圓形，凸起，菌落表面濕潤粘稠，不透明，菌落大小為0.1～0.3 mm；菌體形態特征為：短桿狀，不產芽孢，具運動性，革蘭氏染色陰性；生理生化特征為：V-P、吲哚和氧化酶接觸試驗陰性，淀粉水解陰性，明膠液化陽性，乳糖和蔗糖發酵不產酸不產氣，葡萄糖發酵產酸不產氣。根據菌株形態特征和部分生理生化的結果，初步鑒定菌株LKX-1為假單胞菌屬。

2.3.2 菌株LKX-1的16S rDNA序列分析 序列同源性比對結果顯示，菌株LKX-1與Pseudomonas monteilii親緣關系最近，同源性最高，達99%。結合菌株的形態特征、生理生化特征、16S rDNA測序結果的同源性相似度比對及系統發育樹分析，確定該菌株為蒙氏假單胞菌（Pseudomonas monteilii）（圖3）。

2.4 菌株LKX-1對農村生活污水的除氮效果

2.4.1 葡萄糖添加量對除氮效果的影響 由圖4可以看出，不同葡萄糖添加量對總氮和亞硝酸鹽氮的去除率影響較大。在一定范圍內，總氮和亞硝酸鹽氮的去除率隨葡萄糖添加量的增加而提高。當葡萄糖添加量為0.03%時，亞硝酸鹽氮去除率最高，達86.74%；而總氮去除率在葡萄糖添加量為0.02%時最大，且葡萄糖添加量超過0.02%，總氮去除率差異不顯著。綜合考慮對總氮和亞硝酸鹽氮的去除效果，選擇葡萄糖添加量為0.03%。

2.4.2 接種量對除氮效果的影響 由圖5可見，總氮和亞硝酸鹽氮去除率隨接種量增加變化趨勢不同。亞硝酸鹽氮去除率隨接種量的增加先上升后下降，當接種量為0.00015%時，去除率最大，達92.73%；而總氮去除率在接種量為0.00010%時迅速增加，后趨于穩定。因此選擇菌種接種量為0.00015%（V/V）。

2.4.3 搖床轉速對除氮效果的影響 氧氣濃度也是影響微生物生長和代謝的主要因素之一。對于好氧菌來說，氧氣濃度高，有利于微生物的生長和代謝。圖6結果顯示，在一定范圍內，隨搖床轉速增加，總氮和亞硝酸鹽氮去除率也隨之增加。當搖床轉速為120 r/min時，亞硝酸鹽氮去除率最高，達95.42%，搖床轉速超過120 r/min，亞硝酸鹽氮去除率下降；而總氮去除率一直隨搖床轉速的增加而增加，但搖床轉速在120～140 r/min之間，總氮去除率變化不顯著。因此，搖床轉速選擇120 r/min。

2.4.4 處理時間對除氮效果的影響 由圖7可以看出，總氮和亞硝酸鹽氮的去除率隨著發酵時間的延長而增加，當發酵時間為48 h時，總氮和亞硝酸鹽氮的去除率均達最高，分別為91.55%和96.33%；發酵處理時間超過48 h，亞硝酸鹽氮去除率略有下降，但差異不顯著，總氮去除率先下降后略有上升。

3 討論與結論

農村生活污水相對于城市生活污水而言，具有分散性和排放不集中等特點，難以采用城市生活污水的處理模式。好氧反硝化細菌包括泛養副球菌（Paracoccus pantotropha）、假單胞菌屬（Pseudomonas spp.）的某一種、糞產堿菌（Alcaligenes faecalis）、Aquaspirillum、Thauera、生絲微菌屬（Hyphomicrobium）[9-11]等。蔡亞君等[12]分離到一株具有好氧反硝化特性的銅綠假單胞菌NO62，該菌在對數生長期硝態氮迅速被還原成亞硝態氮，繼續培養則亞硝態氮濃度也逐漸降低；吳美仙等[13]分離到一株具有較強反硝化作用能力的菌株（D），并對其發酵條件進行了研究；楊浩鋒等[14]從處理城鎮污水的移動床生物膜反應器中分離獲得一株反硝化細菌D3，研究表明其反硝化速率最大為19.86 mg/（L?h）。

本研究從水稻田土壤中分離到一株具有反硝化作用的細菌，通過形態特征、生理生化特征并結合16S rDNA序列分析，確定該菌株為蒙氏假單胞菌（Pseudomonas monteilii）。初步探討了好氧條件下該菌株對農村生活污水除氮效果，表明在葡萄糖添加量0.03%、接種量0.00015%、搖床轉速120 r/min和發酵處理時間為48 h時，污水中的總氮和亞硝酸鹽氮的去除率分別達到91.55%和96.33%，具有良好的應用前景。

參 考 文 獻：

[1] 盧Z莉，肖運來.我國農村生活污水處理及利用分析[J].湖北農業科學，2009，48（9）：2289-2291.

[2] Wang H，Appan A，Gulliver J S.Modeling of phosphorus dynamics in aquatic sediments： I-model development[J].Water Research，2003，37（16）：3928-3938.

[3] 梁繼東，周啟星，孫鐵晰.人工濕地污水處理系統研究及性能改進分析[J].生態學雜志，2003， 22（2）： 49-55.

[4] 賈宏宇，孫鐵晰，李培軍，等.污水土地處理技術研究的最新進展[J].環境污染治理技術與設備，2001，2（1）：62-65.

[5] 李玉華，吳迪，錢姍，等.一體化生物膜工藝處理濱海農村污水脫氮特性研究[J].環境工程，2013，31（5）：1-4.

[6] 余曉敏.一體化生物膜技術處理農村生活污水試驗分析[J].科技與創新，2015（15）：87-88.

[7] 張凱，雷夢婕，胡國元，等.好氧反硝化菌WIT-1的分離鑒定及其脫氨氮特性研究[J].武漢工程大學學報，2011，33（11）：14-16.

[8] 國家環保局《水和廢水監測分析方法》編委會編.水和廢水監測分析方法[M].北京：中國環境科學出版社，2002：211-281.

[9] 項慕飛.好氧反硝化菌的分離篩選和鑒別研究[D].北京：北京工商大學，2007.

[10]Thomsen T R，Kong Y，Nielsen P H. Ecophysiology of abundant denitrifying bacteria in activated sludge[J]. FEMS Microbiology Ecology，2007，60（3）：370-382.

[11]Rehfuss M，Urban J. Alcaligenes faecalis subsp. phenolicus subsp. nov. a phenol-degrading， denitrifying bacterium isolated from a graywater bioprocessor[J]. Systematic and Applied Microbiology，2005，28（5）：421-429.

[12]蔡亞君，桂震，李鋒，等.好氧反硝化菌Pseudomonas aeruginosa NO62篩選分離與性質鑒定[J]. 長江大學學報（自然科學版），2011，8（1）：240-243.

篇6

[關鍵詞]生物脫氮 固定化微生物 好氧反硝化菌 廢水處理

對氮素引起的環境污染來說,生物脫氮具有十分重要的意義和極大的實用價值。傳統生物脫氮工藝將硝化和反硝化作為兩個相互獨立的階段,使二者在時間和空間上分開,即硝化反應發生在好氧條件下,反硝化反應發生在嚴格的缺氧條件下。近年來,眾多專家在傳統硝化反硝化脫氮理論的基礎之上,又探索出了一些生物脫氮的新途徑,如同時硝化反硝化(Simultaneous Nitrification and Denitrification, SND)、好氧反硝化(Aerobic Denitrification)、異養硝化(Heterotrophic Nitrification)、異養硝化-好氧反硝化(Heterotrophic Nitrification)等,而好氧反硝化現象的發生又離不開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,在有氧條件下進行反硝化作用的一類反硝化菌,它使得硝化反應與反硝化反應在同一個反應器中發生,從而實現真正意義上的同步硝化反硝化。

目前國外對好氧反硝化菌的研究方向概括起來主要有兩個方面:

① 生理生化性質的研究:國外的Lone Frette、Shwu Ling Pai和Naoki Takaya等分離出了不同種屬的好氧反硝化菌,并對細菌的生理條件(溫度、pH、C/N比),總氮的去除過程等作了深入的研究。

② 工藝方法的研究:國外的研究者把得到的好氧反硝化菌用于實驗階段的工藝研究,也取得了較好的總氮去除效果。

國內傳統的生物脫氮的理論知識較為成熟,不僅把工藝成功運用于實踐中,而且還結合我國的特色,研發出了許多新型反應器。但好氧反硝化菌的研究才剛剛起步,做的工作還不多,很多研究基本還處于實驗的探索階段,已篩得的好氧反硝化菌大部分脫氮效率不是很高,其相關機理研究還不夠深入。如何提高好氧反硝化菌在工藝研究中的脫氮效率,解決菌種流失、脫氮穩定性較差的問題仍然是一個新的研究方向。而固定化好氧反硝化菌脫氮技術在一定程度上解決好氧反硝化菌直接投放于工藝研究中存在的諸多問題,從而大大提高好氧反硝化菌的脫氮效率。

本文將從好氧反硝化菌的應用研究、固定化微生物技術應用于廢水處理研究動態以及固定化好氧反硝化菌脫氮效果比對等方面綜述固定化好氧反硝化菌脫氮技術的研究狀況與應用展望。

1好氧反硝化菌的應用研究

與傳統的生物脫氮工藝相比,好氧反硝化菌的出現可以使生物脫氮在同一反應器中完成,實現真正意義上的同步硝化反硝化。關于利用好氧反硝化菌實現的生物脫氧已經有成功應用的報道。Cupta等[1]用含有Thiosphaera pantotropha 的生物轉盤處理不同濃度的生活污水時,總氮去除率達20%～68%。Kshirsagar等[2]利用兩個操作條件完全相同的氧化溝來處理模擬肥料工業廢水,其中一氧化溝內投加有Thiosphaera pantotropha,另一沒有投加的氧化溝為對照系統。當進水TKN的質量濃度為790mg/L時,含有Thiosphaera pantotropha的氧化溝系統對TKN去除(硝化效果)和TN去除(反硝化效果)分別比對照系統高出10%和20%。丁愛中等[3]則從土壤中分離出一種兼性細菌DN11,發現其能在好氧條件下還原硝酸鹽。Huang等[4]分離出好氧反硝化菌Citrobacterdiversus,發現其好氧反硝化最適碳氮比(C/N)為4~5,DO為2~6mg/L。Pai等[5]也曾將好氧反硝化菌T6和硝化污泥投加到同一個好氧反應器中,在進水NO3--N的質量濃度為250mg/L時,總氮去除負荷最大可達360mg[N]/g[MLVSS]?d。因而在單污泥系統或者生物膜系統中,可將硝化菌和好氧反硝化菌進行混合培養,只要控制好合適的運行條件,就可以在同一反應器中實現同步硝化好氧反硝化。

當前對好氧反硝化菌的應用,無論是用宏觀環境理論還是微觀環境理論來解釋,都還是沒有擺脫傳統的好氧缺氧生物脫氮模式,其通常所說的反硝化,其實質仍然是缺氧微環境下的反硝化,不能稱之為真正意義上的好氧反硝化,沒有發揮出好氧反硝化技術的優勢。好氧反硝化菌脫氮的研究雖然在國內還處于起步階段,但是由于其比傳統生物脫氮具有優勢,必將成為未來廢水生物脫氮的重要途徑之一。

2固定化微生物技術應用于廢水處理研究動態[6]

用固定化細胞處理廢水前景是喜人的。Canizares等[7]比較研究了角叉萊膠聚糖固定的螺旋藻與懸浮藻處理釀酒廢水,固定化藻對氮、磷的去除率在90%以上,而懸浮藻對氮、磷的去除率分別為75%和53%,而Travieso等[8]利用固定化小球藻處理下水道污染物的研究表明,固定化小球藻對污水凈化7d后,可使污水中的氨氮由原來的35mg/L降低為近乎零,使磷酸鹽的去除率也達71%。席淑琪等[9]采用厭氧、好氧環境交替出現的培養條件,富集培養以假單胞菌為主的除磷菌。使用PVA硼酸法固定以假單胞菌為優勢微生物的活性污泥,制成的固定化污泥經過活化,可以保持細胞活性并略有提高,具有明顯的除磷能力和較好的抗酸、堿沖擊能力,在起始濃度為87.5mg/L時,6 h可去除49.5%的磷。在酸性條件下,菌體會釋放磷,而硝氮的存在有利于提高固定化污泥的除磷效果,24h除磷率為88.2%。在好氧條件下,固定化污泥還具有明顯的脫氮能力,這為采用固定化細胞法同時進行污水的脫氮、除磷處理提供了可能。用藻菌共生系統進行污水的脫氮除磷處理,藻類通過光合作用產生氧氣,供給好氧菌降解有機物質,而且有機質降解產生的CO2可被藻類利用,這樣就減少了曝氣量,降低了能耗。Bashan等[10]將微藻類Chlorella vulgaris和藻類促進生長細菌Azospirillum brasilens共固定化的海藻酸鈣包埋顆粒用在半連續合成廢水的處理中。與單獨微藻類的固定化相比,固定化混合微生物對銨離子和溶解性磷離子有很高的去除率。實驗發現藻類促進生長細菌Abrasilense與微藻類Cvulgaris共固定在包埋顆粒中,對微藻類的生長有很大的促進作用,并且能提高微藻類Cvulgaris對銨離子和溶解性磷離子的去除率。

3固定化好氧反硝化菌脫氮技術研究進展

3.1 固定化好氧反硝化菌脫氮技術應用

由于固定化細胞技術用于廢水生物處理與傳統的懸浮生物處理法相比,能純化和保持高效菌種,微生物濃度高,污泥產量少,固液分離效果好。因此,該項技術在廢水生物處理,尤其是在特種水處理領域中,獲得了廣泛的研究。固定化細胞技術已用于BOD物質的去除、硝化-反硝化、脫磷、去酚、氰的降解、LAS降解[11-12]、重金屬離子的去除與回收以及印染廢水的脫色處理等。近年來,固定化硝化菌脫氮技術已經從實驗室和小規模試驗階段進入大規模的生產性試驗階段。目前,固定化好氧反硝化菌脫氮技術還處于實驗室和小規模試驗階段。

本人通過實驗室的小試研究,從具有同時硝化反硝化(SND)現象的OGO反應器中分離出三株好氧反硝化菌,命名為T3、T6、T7,分離菌株革蘭氏染色皆為陽性、形狀皆為桿狀。通過形態學特征、16SrDNA同源性比較對篩選菌株進行鑒定,確定T3、T7為赤紅紅球菌屬(Rhodococcus),T6為戈登氏菌屬(Gordonia)。菌株在檸檬酸鈉為碳源,硝酸鉀為氮源的培養基中生長良好,將其按比例混合擴大培養后以5%的接種量投放于OGO應器中,檢測菌株強化后反應器的脫氮效果。結果表明:聚乙烯醇(PVA)包埋菌泥投放較菌泥直接投放的處理效果好,其強化后的OGO反應器對COD、NH4+-N、TN的平均去除率分別為98.48%、90.18%、78.92%,比強化前的處理結果分別提高了4.21%、6.43%、4.61%,且反應器出水NOx--N的量較少[13]。

此外將好氧反硝化菌T7擴大培養后對硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮為唯一氮源的模擬廢水進行處理,選用聚乙烯醇(PVA)作為包埋載體,將接種菌做成固定化的小球,再將其投放于不同濃度的模擬廢水中,同時與未包埋時的處理效果進行比對。試驗結果表明:該菌株能在好氧的條件下代謝硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮,可以處理不同濃度的硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮的廢水,但兩種投放方式對這5種初始濃度(1mg/L,10 mg/L,100 mg/L,500 mg/L,1000 mg/L)的硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮模擬廢水的降解率差異顯著。當硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮的初始濃度都為1mg?L-1時,降解率最高,都達到85%以上。但隨著硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮初始濃度的增加,兩種投放方式的處理效果都下降,但菌泥直接投放時的處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對高濃度的含氮廢水具有更強的耐受性。同時也說明單位數量的好氧反硝化菌對氮的降解是有限的,當硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮初始濃度超出好氧反硝化菌的最大承受范圍時,就會對好氧反硝化菌的脫氮效果起到抑制或毒害作用[14]。

3.2 固定化好氧反硝化菌脫氮技術應用展望

通過對分離菌株的單獨包埋和混合包埋來處理不同濃度的含氮廢水以及對OGO反應器的強化效果來分析,好氧反硝化菌包埋投放的處理效果較菌株直接投放時的處理效果要好,菌株脫氮效率提高,脫氮的穩定性增強,耐受性也有所提高。這與固定化好氧反硝化技術的特性密切相關:

①好氧反硝化菌固定化后,利于固液分離,分離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資;

②反應器中可達到較高的細胞濃度,通常為常規活性污泥法的7～8倍;

③通過優化載體體積特征,可達到好氧反硝化菌的最大活性;

④具有抗沖擊負荷的能力,特別是采用包埋法固定化技術時,微生物被高分子化合物所覆蓋,與毒性物質的接觸受到限制,安全性大大增加。

綜上所述,隨著對好氧反硝化菌固定化技術的不斷深入研究和發展,該項技術必將成為一項高效而實用的廢水處理技術,在廢水處理中獲得廣泛的應用。

4結語

固定化好氧反硝化菌脫氮技術必將以其獨特的優點引起了人們的普遍關注,在污染物排放標準比較嚴格而單純依靠傳統處理難以達標的情況下,固定法好氧反硝化菌脫氮技術將成為有效輔助方法。為了更好地利用固定化好氧反硝化菌脫氮技術,針對不同的廢水體系,應選擇合適的包埋材料以提高處理能力,同時載體對細胞濃度、活性的影響及其傳質阻力的研究還有待深入,在有機包埋載體中加入某些添加劑以改善其性能,有些組成的混合載體體系是很有應用前途的。開發研制性能優良的包埋載體材料仍是生物固定化技術的重要課題之一。隨著好氧反硝化菌固定化技術的不斷深入研究和發展,該項技術必將成為一項高效而實用的廢水處理技術,在廢水處理中獲得廣泛的應用。

參考文獻:

[1] Gupta AB,Gupta SK.Simultaneous carbon and nitrogen removal in a mixed culture aerobic RBC biofilm[J].Wat Res, 1999,33(2):555-561.

[2] KshirsagarM,Gupta AB,Gupta SK.Aerobic denitrification studies on activated sludge mixed withThiosphaera pantotropha[J].Environ Technol, 1994,16(1): 35-43.

[3] 丁愛中,傅家謨,盛國英.好氧生物反硝化反應的實驗證據[J].科學通報,2000,459(增刊):2779-2782.

[4] Huang HK, Tseng SK. Nitrate reduction by citrobacter diversus under aerobic environment[J].Appl Microbiol Biotechnol,2001,55:90-94.

[5] Pai S L,Chong N M,Chen C H.Potential applications of aerobic denitrifiying bacteria as bioagents in waste water treatment[J].Bioresource Technology,1999,68: 179-185.

[6] 孫少晨,林永波,寇廣孝.包埋法固定化細胞技術及其在水處理中的應用研究[J].環境科學與管理,2006,31(4):95-97.

[7] Canizares RO,etal.Free and immobilized cultures of spirulina maxima for swine wastetreatment[J].Biotechnol.Lett,1993,15(3):321-326.

[8] Travieso L, etal. Experiments on immobilization of Microalgae for nutrient removal in wastewater treatment[J]. Biosource Technol,1996,55(3):181-186.

[9] 席淑琪,吳迪.固定化污泥除磷的初步研究[J].污染防治技術,1999,12(4):233-234,248.

[10] LEde-Bashan, MMoreno, JPHernandez, etal.Removal of ammonium and phosphorusions from synthetic wastewater by the microalgae Chlorellavulgarisco immobilized in alginate beads with the microalgar growth-promoting bacterium Azospirillum brasilense[J].Water Research,2002, 36(7):2941-2948.

[11] 李超敏.細胞固定化技術-海藻酸鈉包埋法的研究進展[J].安徽農業科學,2006,34(7):1281-1282,1284.

[12] 于霞.細胞固定化技術及其在廢水處理中的應用研究[J].工業水處理,2001(21):9-12.

篇7

[關鍵詞] 山美水庫 總氮污染 整治建議

1 前言

山美水庫位于晉江東溪直流，上游有永春縣及德化縣，其水質狀況不僅直接影響晉江下游水體水質，更關系到下游各城鎮居民飲用水水源地水質安全。

2 2007年監測結果分析

2.1 監測點位：按照福建省環保局的有關規定在山美水庫進口、庫中、出口共設置3條垂線9個水質常規監測點。

2.2 監測項目：斷面水深（m）、水溫（oC）、透明度、pH、溶解氧、高錳酸鹽指數、生化需氧量、氨氮、總氮、總磷、銅、鋅、氟化物、硒、砷、汞、鎘、鉻（六價）、鉛、氰化物、揮發酚、石油類、陰離子表面活性劑、硫化物、硝酸鹽氮、糞大腸菌群、葉綠素a等27個項目；其中，斷面水深（m）、水溫（oC）、透明度、硝酸鹽氮等4個項目不參與評價。

2.3 評價標準與方法：執行GB3838-2002《地表水環境質量標準》。

2.4 監測結果評價：按要求評價的項目23個，其結果為：

豐水期：達Ⅰ類水質的有18項，達Ⅱ類水質的有3項（高錳酸鹽指數、氨氮、鋅），達Ⅲ類水質的有1項（總磷），劣Ⅴ類1項（總氮）。按評價方法要求水質屬劣Ⅴ類。

平水期：達Ⅰ類水質的有19項，達Ⅱ類水質的有2項（高錳酸鹽指數、鋅），達Ⅲ類水質的有1項（總磷），劣Ⅴ類1項（總氮）。按評價方法要求水質屬劣Ⅴ類。但達Ⅰ類水質的項目比豐水期增加1項，水質有所改善。

枯水期：達Ⅰ類水質的有20項，達Ⅱ類水質的有1項（溶解氧），達Ⅲ類1項（總磷），劣Ⅴ類1項（總氮）。按評價方法要求水質屬劣Ⅴ類。但達Ⅰ類水質的項目比平水期增加1項，水質質量有好轉的趨勢。

可見，在總氮不參與評價的情況下，山美水庫水質大部分指標可達Ⅰ類水質，整體符合Ⅲ類水質標準，水質較好。因此影響山美水庫水質的主要污染因子為總氮。

3 山美水庫總氮污染變化趨勢

根據常年監測結果，通過開展對山美水庫綜合整治后，水庫水質中的總氮污染呈逐年下降趨勢，水庫水質逐年好轉；按要求自2003年開始對水質中的總氮進行監測，總氮濃度由2003年的4.97 mg/L下降到2007年的2.22 mg/L，呈逐年下降趨勢，下降幅度達55.3%。然而水質的富營養化程度卻不容樂觀，經計算水質的富營養化指數（富營養化指數是通過總氮、總磷、高錳酸鹽指數、透明度、葉綠素a指標濃度計算）2003年為44.2，2005年降至35.2，2006年為36.9，但2007年富營養化指數反彈至41.6，變化趨勢見表1。造成富營養化指數升高的主要原因為總磷、高錳酸鹽指數等指標濃度較2006年出現了不同程度上升。

4 總氮危害性分析

水體中的總氮即硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮和有機氮的總和，一般只作為水體營養化程度的評價指標，并不影響正常的飲用水供給。根據最新的《生活飲用水衛生標準》(GB5749-2006)中生活飲用水水質衛生要求，硝酸鹽氮(以N計)限值為10mg/L，氨氮（以N計）限值為0.5mg/L。而《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)對湖、庫水質的總氮指標要求較嚴，Ⅲ類水質總氮和氨氮的標準限值均為1.0 mg/L。根據歷年監測結果統計，山美水庫總氮平均濃度3.54mg/L。其中硝酸鹽氮平均濃度2.49 mg/L，占總氮比例70.4%；氨氮平均濃度0.145 mg/L，占4.1%。而在山美水庫下游的石礱段面，歷年來的水質均達到《地表水環境質量標準》(GB3838- 2002)Ⅱ類水質，可見，山美水庫硝酸鹽氮及氨氮濃度還是優于生活飲用水衛生標準，對人體健康不會產生太大影響。

僅在總氮大量積累，濃度升高的情況下，對環境的危害性才逐步顯現。一是使水體呈現過營養狀態，使水中浮游生物特別是藻類大量繁殖，造成諸如藍藻、水華等環境問題的產生；二是氨氮在轉換成硝酸鹽氮的過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，影響水體的自凈能力。

5 總氮超標原因分析

5.1 泉州市山美水庫屬河道型水庫，位于晉江東溪支流，上游有德化、永春兩縣。東溪河水不斷流入水庫積蓄，總氮等污染物也隨之積聚于水庫中。另一方面總氮又以硝酸鹽氮為主，硝酸鹽氮在短期內是難以降解的。

5.2 永春縣污水處理廠已于兩年前投入運行，根據常規監測，其污水廠的進水濃度較低，縣城生活污水未能全部納入污水處理廠進行集中處理。主要原因是其配套污水管網設施仍未完善，很大一部分生活廢水未能收集到污水處理廠而直接排入東溪。

5.3 2007年旱季時間較長，雨水較少，據山美水庫管理處統計資料，1-10月份水庫蓄水量同比去年下降近20%，缺少新鮮水的補充。而且今年汛期較短，水庫保持關閘蓄水，使水庫水體沒有較好的流動，多數指標濃度有所上升，富營養化物質大量積聚，從而造成富營養化指數升高。

5.4 農業面源污染仍存在，一是永春蘆柑等種植業大量使用本地生產的碳銨化肥，碳銨是一種易溶于水的化肥，雨季容易流失，隨河水進入水庫。二是庫區周邊畜禽散養問題無法完全杜絕，庫區周邊人畜糞便直接排入水體的情況仍普遍存在。

6 治理水污染的幾點建議

6.1 加大永春縣城污水管網配套設施的建設力度，提高縣城污水處理率，并加強對污水處理廠運行的監督管理。

6.2 加強農業污染源監管工作。種植業提倡使用天然肥料生產，合理使用農藥和化肥。畜禽養殖業要規范管理，對人畜排泄物集中處置與利用。

6.3 加大對上游污染企業的監管，杜絕偷排或超標排放等現象。

7 結論

通過整治，山美水庫總氮污染狀況有所緩解，但水體富營養化狀況及其危害依然存在。有關部門應督促上游各縣加緊落實基礎設施及其配套設施的建設，加強各污染源的監管力度。密切關注水庫水質，特別是主要污染指標的變化趨勢，做好應對突發環境污染的準備。

參考文獻

篇8

隨著我國城市化、工業化規模的日益擴大和人口的不斷增長,生活污水和工業廢水量也隨之大幅增漲,大量未經處理污水或者處理后不達標的尾水直接排入水體,導致水環境污染問題日益突出。在眾多污染物中,氨氮是其中主要污染物之一。根據 2013 年中國環境統計年報,全國廢水排放總量為 695.4 億噸,其中氨氮排放量達 245.7 萬噸。氨氮超標排放,容易引發水體富營養化,造成地下水硝酸鹽超標等問題。據報告[1]全國湖泊和水庫富營養化比例達 27.8%;地下水中“三氮”(亞硝酸鹽、硝酸鹽和氨氮)超標嚴重,其中較差和極差監測點分別占總監測點數的 43.9%和 15.7%。水體富營養化,會破壞水體生態平衡,造成水體功能下降、水生生物死亡等災難性后果,不僅制約了水資源的利用價值,而且會直接影響人類的健康與社會經濟的可持續發展。 加強污染源治理,提高污水處理水平,是控制水體富營養化,防止水體污染有效途徑。《國家環境保護“十二五”歸劃》中新增了氨氮和氮氧化物排放量作為經濟社會發展的約束性指標,要求 2015 年氨氮和氮氧化物排放量須比 2010 年減少 10%以上。然而,目前我國眾多新建和已建污水處理廠大多使用傳統脫氮技術,其自動控制水平低下,運行管理費用高,導致出水水質不能穩定達標。由此研發以防止水體富營養化為目的新型脫氮技術及其自動控制研究已成為國內學術界的主要研究目標之一。 污水脫氮處理過程涉及多種微生物,受環境影響大,操作復雜,采用人工控制方式,出水水質穩定性差,因此加強污水脫氮處理自動控制研究是實現高效穩定脫氮的必然途徑。由于經典控制理論多以污水生物脫氮模型為基礎,對于控制對象具有非線性、大時變、大滯后性的系統,難以建立精確數學模型,因此很難獲得良好的控制品質。智能控制是自動控制發展的高級階段,具有自學習、自適應和自組織能力,可以解決經典控制難以解決的復雜控制系統問題。在污水脫氮處理中引入智能控制,不僅可以減小系統干擾對運行的影響,而且能夠提高處理效率和降低運行成本。由于目前國內污水處理智能控制研究與應用尚處于起步和發展階段,因此,加強污水處理智能控制技術研究具有十分重要的現實意義。

.........

1.2 國內外研究現狀

傳統生物脫氮過程一般可分為三步:第一步是氨化作用,即水中的有機氮在氨化細菌的作用下轉化成氨氮。第二步是硝化作用,即在供氧充足的條件下,水中的 NH+ 4 -N 首先在亞硝化菌(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)的作用下進一步氧化成NO- 3 -N。第三步是反硝化作用,即硝化產生的 NO- 2 -N 和 NO- 3 -N 在反硝化細菌的作用下被還原成 N2。 傳統生物脫氮工藝硝化和反硝化兩個過程需要在兩個或以上互相隔離的反應器中進行,或者在同一個在時間或者空間上交替缺氧和好氧的反應器進行,因此存在諸多不足: 生物脫氮技術的新發展突破了傳統理論的認識,主要開發了短程硝化反硝化工藝、同步硝化反硝化工藝、厭氧氨氧化以及單級自養脫氮等新工藝。其中單級自養脫氮技術因同時具備短程硝化反硝化工藝和厭氧氨氧化工藝優點,得到國內外學者們廣泛關注。 單級自養脫氮工藝反應器內微生物種類多,而且相互間關系較復雜,因此對反應器環境條件的控制要求更高。影響單級自養脫氮工藝的主要因素有 DO、pH、溫度等。研究表明,限制性供氧方式是單級自養脫氮的一個重要特點,DO 的高低是實現單級自養脫氮工藝最重要的控制條件,它不僅關系著 NOB 能否被淘汰,而且決定了系統中活性污泥絮體或生物膜內好氧和厭氧共存的微環境能否形成,使短程硝化和厭氧氨氧化的聯合反應能夠順利進行[2]。1995 年 Muller 等[3]發現自養硝化污泥在低氧條件下可以產生 N2。1997 年 Hippen 等[4]在德國 Mechernich 地區的垃圾滲濾液處理廠也發現,在不外加有機碳源以及 DO 限制條件下,反應器中的 DO 值始終維持在 1.0mg/L 左右,生物轉盤中超過 60%的 NH+ 4 –N 轉化為 N2。試驗中進水 TOC 小于 20mg/L,而且出水中 TOC 也沒有明顯減少.

...........

2 SBBR 單級自養脫氮工藝

2.1 單級自養脫氮工藝概述

單級自養脫氮工藝是指在同一個反應器內由自養微生物完成 NH+ 4 -N 至 N2的全部轉化過程的一類工藝。單級自養脫氮現象先后被國內外眾多研究者們發現并冠以不同的工藝名稱,這些工藝包括 CANON(completely autotrophicnitrogen removal over nitrite) 工 藝[31]、 OLAND(oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification)工藝[5]、DEMON(aerobic/anoxic deammonification)工藝[4]等。 CANON 工藝是由荷蘭 DELFT 技術大學的學者在 SHARON(Single reactor for high activity ammonia removal over nitrite))工藝和厭氧氨氧化工藝的基礎上研發出來的,該工藝 NH+ 4 -N 的轉化途徑分兩步進行:第一步,系統中一部分 NH+ 4 -N 通過亞硝化轉化為 NO- 2 –N;第二步,系統中另一部分 NH+ 4 –N 和第一步產生的 NO- 2 –N 反應生成 N2。CANON 工藝生物膜內化學反應模型如圖 2.1 所示[32]。OLAND 工藝是由比利時 Gent 微生物實驗室的 Kuai 和 Verstraete 研發命名的,該工藝是利用普通硝化污泥在限制 DO 的條件下,使硝化過程僅進行到 NO- 2 -N 階段,然后在無外加碳源情況下,利用厭氧氨氧化細菌(Anaerobic ammonia oxidation bacteria,AAOB)的一步生化去除高氨氮廢水中氮的過程。從機理上看 OLAND 工藝與 CANON 工藝十分相似,均可認為是 SHARON 和厭氧氨氧化工藝的耦合。

.........

2.2 單級自養脫氮工藝的影響因素

單級自養脫氮工藝反應器內微生物種類繁多,種間關系復雜,因此對環境條件的控制要求

十分苛刻,其中 DO、pH、溫度是其主要影響因素。單級自養脫氮工藝一般可看作是短程硝化和厭氧氨氧化兩個途徑聯合實現的。該工藝的功能菌包括 AOB、NOB 和 AAOB,其中 AOB 和 NOB 是好氧菌,AAOB 是嚴格厭氧菌,因此 DO 是單級自養脫氮工藝最重要的控制條件,通過調控反應器 DO 值,可以使系統中活性污泥絮體或生物膜內形成良好的好氧和厭氧共存的微環境,從而使得短程硝化和厭氧氨氧化的聯合反應能夠順利進行。在單級自養脫氮系統內,溫度的高低不僅會影響亞硝化反應和厭氧氨氧化反應的速率以及系統的脫氮性能,而且會影響出水中 N 元素的形態。單級自養脫氮適宜溫度范圍在 22~35℃,在這個溫度范圍內,AOB 和 AAOB 的最佳溫度相近,AOB 比 NOB 生長迅速,并且能刺激 AAOB 的生長。pH 可通過兩個途徑影響單級自養脫氮工藝,其一是通過影響微生物活性直接影響脫氮效果,其二是通過影響反應器中游離氨的濃度間接影響脫氮效果。單級自養脫氮工藝是由不同微生物協同完成的,而微生物各有不同的最佳pH 值,因此可以通過調節反應器 pH,培養 AOB 和 AAOB 細菌,抑制 NOB 和其他細菌實現單級自養脫氮。水中氨氮可以以游離態和離子態存在,當 pH 高時,在同樣氨氮濃度下,游離態的氨氮濃度更高,而游離態氨氮對 NOB 細菌產生明顯的抑制作用。 ...........

3 人工神經網絡智能控制系統設計 ..... 10

3.1 人工神經網絡........... 10

3.2 PID 控制基本原理.... 18

3.3 基于人工神經網絡的單級自養脫氮智能控制系統設計 ....... 22

3.4 本章小結.......... 30

4 SBBR 單級自養脫氮智能控制試驗研究........ 31

4.1 SBBR 單級自養脫氮啟動試驗 .......... 31

4.2 SBBR 單級自養脫氮啟動控制 .......... 38

4.2.1 硬件配置 ....... 38

4.2.2 BP 神經網絡 PID 反饋控制實現...... 39

4.3 SBBR 單級自養脫氮工藝運行控制 ........... 44

4.3.1 硬件配置 ....... 44

4.3.2 RBF 神經網絡前饋控制實現........... 44

4.3.3 人工神經網絡智能控制實現 ........... 47

4.4 本章小結.......... 49

5 總結與展望 ....... 51

5.1 總結 .......... 51

5.2 展望 .......... 52

4 SBBR 單級自養脫氮智能控制試驗研究

本章通過試驗研究確定啟動階段不同進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度下總氮去除率最大時的 DO 值,構建基于 RBF 神經網絡前饋和基于 BP 神經網絡 PID 反饋的復合控制系統,以實現 SBBR 單級自養脫氮工藝啟動和高效穩定運行。

4.1 SBBR 單級自養脫氮啟動試驗

試驗用反應器為如圖 4.1 所示的 PVC 材質的圓柱形,該反應器直徑 180mm、高 470mm、總容積約 12L,有效容積為 10L,內置纖維填料,填充比為 60%。控制反應器溫度在 30±0.2℃,采用額定功率 0.12kW、額定流量 15m3/h的鼓風機曝氣。試驗裝置配有工控機、變頻器、PLC 及在線溶解氧儀。 試驗采用初期進水為高濃度 NH+ 4 –N 和 COD,通過調節反應器內 DO 值,使得出水水質穩定達標后,再逐級降低進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度方法實現 SBBR 單級自養脫氮工藝的啟動。課題組前期試驗完成了進水 NH+ 4 –N 濃度分別為2000mg/L、1500mg/L、1000mg/L、500mg/L,對應 COD 濃度分別為 350mg/L、350mg/L、120mg/L、100mg/L 的 SBBR 單級自養脫氮工藝的馴化,本研究在此基礎上繼續降低進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度,直至進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度處于城市污水一般水平,根據進水 NH+ 4 –N、COD 濃度不同,本試驗可分為三個階段,各階段時間、進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度、反應器排水比例、排水周期及曝停比如表4.1 所示。

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總結

針對 SBBR 單級自養脫氮啟動困難和運行難以穩定,對自動控制精度要求高的問題,試驗啟動階段,采用進水 NH+ 4 –N 和 COD 濃度由高到低進行馴化,確定不同濃度下,總氮去除率最大時的 DO 值,并構建基于該 DO 值的 BP 神經網絡 PID控制,實現 SBBR 單級自養脫氮工藝啟動;試驗運行階段,構建了人工神經網絡智能控制系統,以實現 SBBR 單級自養脫氮工藝高效穩定運行。 主要研究內容方法及結果結論如下:

篇9

關鍵詞：大黑汀水庫；水環境；氮磷容量

中圖分類號：P343文獻標識碼： A

一、 大黑汀水庫概況

大黑汀水庫位于唐山市遷西縣城北5千米的灤河干流上。該水庫位于下游30公里處，控制流域面積35100平方千米，其中與大黑汀水庫之間流域面積為1400 k，占灤河總流域面積的79％。

二、2000年之前的水質現狀變化趨勢

大黑汀水庫的水質一直保持在地表水Ⅲ類以上標準，但由于受到灤河上游入庫水質的影響，大黑汀水庫NO2-N 呈現明顯的上升趨勢，成為大黑汀水庫的主要污染物。本篇文章我們選擇具有代表性的、檢出率較高的NO2-N ，CODMn ，NH3-N ，揮發酚，Cr6 + 等項目進行對比分析。分析方法選擇水質污染指數法進行分析：

單向指數:

Ii = Ci/ Li

式中:Li 為第i 項水質標準; Ci 為某污染物的質量濃度值。

綜合污染指數取各單項指數和的平均值，即:

I = ∑Ii/ n

水質評價標準見表1

表1水質評價標準

污染程度 污染指數 污染程度 污染指數 污染程度 污染指數

未污染 ＜0.5 中污染1～3 嚴重污染 ＞7

輕污染 0.5～1 重污染3～7

表2大黑汀水庫1984-1999年水質變化（引自王少明等）

大黑汀水庫2000年以前的水質變化詳見表2，從表中可以看出大黑汀水庫1984-1999年水質的綜合污染指數均小于0.5，說明大黑汀水庫水質良好，但從污染的排序來看，大黑汀水庫的主要污染物為NH3-N和CODMn，從表中還可以看出NO2-N的質量濃度有逐年上升的趨勢，已成為將來發展的主要污染物指標之一，要重點防護和控制。

為配合《潘家口、大黑汀水庫水資源保護規劃》的實施，1999 年對周邊的污染企業進行調查，基本情況見表3。在潘家口、大黑汀水庫周邊共有較大選礦企業8 家，生活污水口2 個，排放廢水1300 多萬t/ a 。這些廢水基本沒有經過任何形式的處理，直接排放到潘家口、大黑汀水庫，對潘家口、大黑汀水庫造成了一定程度的影響，而1987 年潘家口、大黑汀水庫周邊污染企業排放廢水僅為305 萬t 。根據監測結果，廢水中主要污染物為懸浮物，CODMn ，NH3-N。

表31999年大黑汀水庫周邊污染情況

湖庫 排污口/個 污水量/（萬ta-1） pH值 污染物量

pb 懸浮物 COD Fe NH3-N Cd 揮發酚 Cr6 +

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

三、大黑汀水庫水環境氮磷容量的模擬計算

大黑汀水庫的水質環境根據2000年以前的資料顯示，說明大黑汀水庫水質良好，但從污染的排序來看，NO2-N的質量濃度有逐年上升的趨勢，已成為將來發展的主要污染物指標之一，根據刑海燕等《潘家口、大黑汀水庫水源地水質現狀評價和保護對策》，大黑汀水庫入庫河流斷面2000-2008 年的水質趨勢進行分析，結果表明，潘家口、大黑汀水庫的水質一直保持在地表水Ⅲ類水標準。但由于受灤河上游入庫水質的影響，兩大水庫總磷、總氮含量呈明顯上升趨勢，成為兩大水庫的主要污染物。本文主要采取氮磷的水容量計算來確定其污染情況。

1. 水環境容量概述

水環境容量是指水體在一定環境功能的條件下， 水環境所能容納的最大允許負荷量。污染物進人水體后， 受稀釋、擴散、遷移和同化的作用， 其容量實際是由稀釋容量、遷移容量及凈化容量組成。影響水環境容量的因素主要包括水域及水文特征、化學性質、物理和化學自凈能力、生物降解和污染物質。不同的污染物具有不同的環境容量，但具有一定的相互聯系和影響， 提高某種污染物的環境容量可能會降低另一種污染物的環境容量。因此， 對單因子計算出的環境容量應作一定的綜合影響分析， 較好的方式是聯立約束條件同時求解各類需要控制的污染物質的環境容量，排污方式。氮磷是湖庫水體富營養化的主要影響因子，實行湖庫氮磷納污總量控制是防止湖庫富營養化的關鍵， 也是目前研究中的薄弱環節。通過不同的數學模型對湖泊水體氮、磷允許納污量進行計算和預測研究， 對湖庫水環境污染物總量控制具有現實的指導意義。

2. 水環境容計算模型的選取

大黑汀水庫氮磷負荷是水庫水質富營養化的主要促進因素。水庫整體比較狹長， 入庫河水從入口向大壩流動的過程中可以充分均勻混合； 庫區沒有集中的排污口。水庫氮磷平衡一直處于自發調節的準平衡狀態， 水體與底泥之間的氮磷交換沒有經受過人為的干預。考慮模型的適用條件， 筆者擬采Dillion模型，對大黑汀水庫氮、磷水環境容量進行預測。該模型是用來定量描述氮磷年總負荷與水庫氮磷年平均質量濃度之間關系的一種數學解析表達式， 是專為湖泊（水庫）氮磷質量濃度預測設計的， 屬于灰色模型。其基本原理是：入湖（庫） 的氮磷量減去湖泊（水庫）中支出的氮磷量等于湖泊（水庫）中氮磷的變化量。Dillion模型的計算公式為：

式中

P―湖(庫) 中氮、磷的平均濃度， g/m3

Lp―年湖(庫) 氮、磷單位面積負荷， g/m2a

β―水力沖刷系數

V一設計水文條件下的湖(庫)容積，

Rp―氮、磷在湖（庫）中的滯留系數

H―流量下計算水域的平均水深，

W出―年出湖(庫) 的氮、磷量，

W入―年入湖（庫）的氮、磷量；

從Dillion模型(1) 可以看出，計算P涉及的參數比較多，由于計算方法和實際測量技術的限制， 多參數不僅不會提高計算的精度， 反而會造成更大的本來可以避免的誤差。為了提高該模型的實用性， 筆者根據（郭勇等《潘家口、大黑汀水庫水環境氮磷容量模擬計算》將對其進行更進一步的化簡和處理。水庫中氮或磷的水環境容量按下式計算:

3. 主要參數分析計算

3.1 水量參數

湖（庫）應采用近10年最低月平均水位或90% 保證率最枯月平均水位相應的蓄水量作為設計水量。也可采用死庫容相應的蓄水量作為設計水量。本次選用大黑汀水庫死庫容做為設計水量， 對應該設計水量確定水庫水面積（A）和水庫的平均水深(h)。水庫年流出水量Qa選用2007 年大黑汀水庫年出庫實際水量計算。

3.2 水質參數

水庫納污能力水質參數選定為總氮、總磷。由于大黑汀水庫水源地的水功能區水質目標為Ⅱ類， 水庫中總磷、總氮的年平均控制濃度也確定為Ⅱ類， 即年平均控制濃度分別為0.5 g/m3 和0.025 g/m3

3.3 年入庫的氮、磷量分析

年入庫的氮、磷量W入， 考慮了水庫上游的點源、暴雨徑流面源和庫區內網箱養魚等三方面污染源。

（1）點源負荷計算

按2007年入庫河流的水量水質監測數據，年入大黑汀水庫的污染物為潘家口水庫放水中的污染物量與兩庫區間入庫污染物量之和，計算結果為年入大黑汀水庫的總氮、總磷分別為4418.85t/a、36.74t/a， 見表4。

表4 點源負荷入庫污染物量估算

水億量 污染物 控制斷面水質平均濃度g/m3 年入庫總量t/a

入大黑汀 9.93 總氮 4.45 4418.85

總磷 0．037 36.74

（2）暴雨徑流面源負荷計算

2005年8月潘家口水庫以上地區普降大雨， 形成入庫洪峰， 為此跟蹤了主要干支流的洪峰過程， 對洪峰樣品進行采集分析， 從而計算出面源污染負荷量， 見表5 。

表5 干支流面污染源計算表

入大黑汀水庫 河流名稱 洪水過程來量

億立方米 主要污染物質量

灑河 總氮 氨氮 總磷 COD

1.214 774 21.2 9．43 15143

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（3）網箱養魚污染負荷計算

水產養殖特別是網箱養魚對水庫周圍水體水質影響較大。

大黑汀水庫目前有各類網箱養魚50000個， 對水庫水質造成影響， 特別對水庫的富營養化的貢獻率很大。網箱養魚所產生的氮、磷污染負荷， 是投放餌料中的氮、磷未能被魚類吸收而進人水體的部分， 估算公式一般為

在估算中，Gf 按魚總產量計， Pf對于TN取25%魚對餌料的消化率一般為0.7-0.9 ，本文 取0.8 。計算結果見表6。

表6、大黑汀水庫網箱養魚污染負荷計算結果表

魚產量Kg/a 總氮 總磷

大黑汀水庫 13000000 餌料中含量 負荷Kg/a 餌料中含量 負荷Kg/a

0.025 81250 0．0022 7150

根據上述水庫上游的點源、暴雨徑流面源和庫區內網箱養魚等三方面污染源計算，大黑汀水庫年入庫的總氮、總磷量分別為5274.10t/a，53.32t/a， 計算結果見表7。

表7、大黑汀水年入總氮、總磷統計表

水庫 年入庫的總氮量t/a 年入庫的總磷量t/a

大黑汀 點源 面源 網箱 合計 點源 面源 網箱 合計

4418.85 774.00 81.25 5274.10 36.74 9.43 7.15 53.32

3.4 年出庫氮、磷量分析

大黑汀水庫總磷、總氮的輸出量是根據2007年水庫的年放水量和水庫壩上的水質監測數據值計算得出的， 結果見表8 。

表8、大黑汀水庫年出庫總氮、總麟量統計衰

水庫 出庫水量 總氮 總磷

年平均濃度 總輸出量 年平均濃度 總輸出量

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

3.5 大黑汀水庫水環境容量計算結果

根據模型及相關參數分析， 在設計死庫容大黑汀1.01億立方米條件下，計算水庫的水環境容量， 計算結果表明，大黑汀水庫的的總氮、總磷納污能力分別為787.18t/a和24.69t/a.

通過上文計算可以看出，大黑汀水庫水源地要實現Ⅱ類的水質目標，與現狀相比較， 總氮、總磷的人庫量需消減量分別為65%、68% ， 保障水源地供水安全是一項艱巨而又緊迫的任務。因此， 盡快推進大黑汀水源地保護區劃分， 落實各項水源地保護區保護措施，推進上游污染源綜合治理， 開展水源地綜合評價與指標及藻類監測和預報預警技術等研究，應是今后水源地保護工作的重點所在。

參考文獻：

[1]婁彥兵,黃亮,馮宗,溫慧娜.自動監測在水資源質量管理中的應用[J]. 人民黃河. 2012(11)

篇10

    一、在大氣污染治理中的應用

    微生物用于煙氣脫硫,不需高溫、高壓、催化劑,設備要求簡單。利用自養生物脫硫,營養要求低,無二次污染,處理費用為濕法脫硫的50%。目前公認的硫酸鹽還原的最初幾點是Postgate1969年證實的:(1)硫酸酰苷酰轉移酶(2)腺苷酰硫酸還原酶(3)亞硫酸鹽還原酶

    此后,很多學者利用細菌研究了大量的脫硫技術。如利用氧化亞鐵硫桿菌已使脫硫率達95%以上,日本利用該菌已使H2S脫除率達99.99%,中國利用該菌對煉油廠催化干氣和工業廢氣脫硫,H2S去除率分別為71.5%和46.91%,Saleem等用脫氮硫桿菌的耐受株T.denitrificansF,在厭氧條件下脫硫率達80%。

    生物過濾法在50年代中期最先應用于處理空氣中低濃度的臭味物質。到80年代,德、美、荷蘭等國相繼用此法控制生產過程中的揮發性氣體和有毒氣體。其過程為:

    廢氣(預處理)生物過濾器CO2,H20,無機鹽類

    廢氣在反應器中停留時間很短,處理率可達90%以上。生物過濾法還可去除空氣中的異昧、揮發性物質(VOCs)和有害物質,包括控制(去除)城市污水處理設施中的臭味、化工過程中的生產廢氣、受污染土壤和地下水中的揮發性物質、室內空氣中低濃度物質等。

    微生物還可用來固定CO2,實現CO2的資源化,同時產生很多附加值高的產品。生物技術用于有機廢氣具有費用低、效率高等優點,在德國、荷蘭、日本及北美國家得到廣泛應用。畢立鋒等還進行了微生物凈化NOx的研究。

    二、在水污染治理中的應用

    1.廢水中的脫氮除磷

    廢水中氮、磷是造成水體富營養化的根源,利用生物脫氮除磷已進行了廣泛的研究。污水脫氮技術主要有活性污泥法脫氮工藝,包括A/O(缺氧/好氧)工藝,可使NH4+一N去除率達80%以上,A2/O工藝,改進的氧化溝工藝和SBR工藝都可使總氮(TN)去除率達90%以上。生物膜脫氮有生物濾池、生物轉盤、生物流化床、浮動床、浸沒式、三級生物濾池脫氮系統等,其中三級生物濾池的反硝化速度最高達1.0kgN/(m3.d),出水TSS<1.00mg/1。

    生物脫氮中,有反硝化能力的微生物有變形桿菌、微球菌屬、假單胞菌屬、芽胞桿菌屬等。污水生物處理中,除磷常與脫氮工藝一起應用,常見的除磷技術有:phostrip工藝,能使總磷(TP)≤1mg/L以下:Bardenpho系統;A/O系統;改良UCI工藝;A2/0工藝。除磷過程一般認為在有氧條件下攝取磷,在厭氧條件下釋放磷,其中不動桿菌屬〔Acinetobacter)是除磷的優勢菌種。

    2.廢水中有機物的降解

    酚類對水中生物有致畸性,使生物具有難聞的酚味,化學處理法由于二次污染問題受到限制,而利用培養優勢菌群的微生物法降解酚類卻有顯著作用。如卞華松采用PVA1799冷凍改良法固定優勢菌群,對濃度為565mg/L的苯酚去除率為94%以上;張春桂研究降解五氯盼(PCP)的細菌是醋酸細菌、產堿菌和氣單胞菌。此外,可用家禽廢物分解的網紋水蚤屬(Ceriodaphniadubia)LD50和弧菌屬(Vibriofischeri)EC50、鏈霉菌30

    3、芽胞桿菌KMR一

    1、麥芽糖假絲酶母10-4等對酚類進行降解。

    有機物的生物降解中,白腐菌是值得一提的。白腐菌是一類提子真菌,在廢水治理中,其降解污染物的范圍十分廣泛。白腐脈射菌(Ph1ebiaradiata)I-5-6在高C低N培養條件下,對多環芳烴類、氯代烴類、酚類、氯代酚類、烷基苯類和硝基苯類化合物有顯著的降解作用。白腐菌中金孢展齒革菌(PhanerochaeteChrysospriumBurdsall)可降解多環芳烴、DDT、TNT、CCl

    4、氰化物、氯代芳香化合物、酚類、胺類、農藥、染料、雜酚油、煤焦油、重油等。還可降解林丹、氯丹、多氯聯苯、2,3,7,8-TCDD和二氯苯胺等有機氯化物。此外,用微生物降解的有機物包括:四氯乙烯、甲醇、苯胺、甲胺磷、三氯乙烯、硝酸甘油。

    3.廢水中重金屬的去除

    由于藻類對重金屬離子具有較強的富集能力,利用其生物吸附作用可從工業污水中去除有毒、放射性金屬和回收稀有、貴重金屬。該法具有高效、經濟、簡便、選擇性好等優點,尤其適用于低濃度及一般方法不易去除的金屬。如用菌藻共生體從無營養液的含As(Ⅲ)、As(V)的廢水中除砷率可達80%以上,含營養液的As(V)去除率>70%,As(Ⅲ)去除率>50%;用啤酒酵母菌(Saccharomycescerevisiae)和鹽澤螺旋藻(Spirulinasubsala)對Cd、Ni、Cu有明顯吸收;用固定在聚砜基質上的真菌可除去Cd、Cu、Pb、Ni;Pb的去除還可用林可鏈霉素和黑根霉菌。

    4.廢水中其它物質的去除

    染料廢水是難以降解的一大類工業廢水,在厭氧微生物環境中,偶氮染料可通過還原作用完全生物降解。將優勢菌的不完全厭氧-接觸氧化工藝用于處理印染工業廢水,脫色率達90%以上。用專性厭氧菌硫酸鹽還原菌混合培養物對偶氮染料、三苯甲烷染料、蒽醌染料的廢水進行脫色,脫色率在1小時之內可達69.9-98.8%。微生物處理電鍍廢水,對各種金屬離子的一次凈化率達89.9%以上。蔗渣漿,用白腐菌處理含氯漂劑漂白的廢水,脫色率可達91.2%,BOD5去除率為92.5%,CODcr去除率為88.7%。屠宰廢水、橄欖加工廠廢水、啤酒廢水等用微生物處理均可取得較好的效果。

    三、環境中其它污染物的處理