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废水中总氮处理方法范文1
（1）吹脱与汽提法吹脱与汽提法适用于含有溶解性氨氮有机氮废水，这种方法是在高的pH值情况下，使溶解性氨氮有机氮废水与通入废水中的气体充分接触，最后靠气体中氨的分压与废水中氨浓度的分压差来推动对废水中氨氮的去除。吹脱与汽提法需要溶解性氨氮废水中的氨氮尽可能以氨分子形态存在，去除效果取决于pH值、水温、水力负荷及气水比等。氨吹脱即空气吹脱，汽提法则利用蒸汽进行吹脱，由于汽提法所需能耗较大，而且设备维护复杂，因此主要采取空气吹脱法来去除水中的氨氮。刘文龙等人[1]利用空气吹脱法处理催化剂生产过程中产生的含（NH4）2SO4高浓度氨氮（平均达4300mg/L）废水，当废水pH值为11.5，吹脱温度为80℃，吹脱时间为120min，气液体积比300时，废水中氨氮脱除率可达99.2%，采用吹脱、汽提法容易造成空气二次污染。（2）电渗析法电渗析是一种利用施加在多对阴阳膜对之间的电压来去除含氮废水中氮浓度的方法。在电渗析槽中阴阳渗透膜之间施加直流电压，当含氮废水进入电渗析槽时，通过施加在多对阴阳离子渗透膜的电压，使氨离子从废水中集聚另一侧的高浓度氨废水中，从而使含氮废水中的氨得到去除。电渗析法处理的优点是效果稳定、启动快、操作简便、受来水温度及pH值等条件影响小；但该法易导致浓水和淡水串流，影响最终出水水质，故该法适用于中低浓度的氨氮废水。电渗析技术需要氨氮尽可能以氨分子形态存在，电渗析法可将含NH3-N3000～3200mg/L废水中的氨氮去除85%以上，同时可获得8.9%的浓氨水，此方法在运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。（3）化学沉淀法化学沉淀法是通过向废水中投加某种化学药剂，使之与废水中的某些溶解性污染物质发生反应，形成难溶盐沉淀下来，从而降低水中溶解性污染物浓度的方法。目前主要采用向废水中投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨镁（MAP）沉淀的方法，以去除含氮废水中的氨氮。徐志高等人利用投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨镁的化学沉淀法对处理锆铪萃取分离所产的高浓度氨氮废水进行了研究，研究表明pH值对高浓度氨氮废水中氨氮的去除及磷的残余的影响最大，其次是n（P）∶n（N），而n（Mg）∶n（N）和初始氨氮浓度的影响较小，最终所选工艺条件为pH值=9.5，n（Mg）∶n（N）=1.2∶l，n（P）∶n（N）=0.9∶1，25℃下反应20min，静置30min时，可将锆铪分离所产生的废水中氨氮浓度由3000mg/L降至150mg/L以下，其氨氮的去除率大于95％，磷的残留约1.1mg/L。生成的磷酸铵镁沉淀物是一种很有价值的缓释肥。化学沉淀法是一种技术可行、效率高的方法，很有开发前景，但要广泛应用于工业废水处理，还需要解决经济问题。由于其投加药量大，需要寻找价廉高效的沉淀剂；由于工业废水中会存在一些有毒有害物质，需要开发MAP作为肥料的价值。（4）氧化法在强氧化剂或特殊光照作用下，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。付迎春等人和王颖莉等人分别以催化湿式氧化及光催化氧化法去除氨氮，实验结果表明，在催化氧化法中氨氮去除率可达97%以上，但是在氧化过程中，部分氨氮在氧化过程中部分被氧化成NO3，不利于总氮去除。
2生物法
生物法是指废水中的含氮污染物在多种微生物作用下，通过同化、矿化、硝化、反硝化等一系列反应，最终生成N2，从而达到处理废水中含氮污染物的目的。目前在生物法处理含氮废水的新工艺中主要方法有好氧反硝化法、短程硝化反硝化及厌氧氨氧化等。生物法处理效果稳定，操作简单，适用范围广，不产生二次污染且比较经济；但占地面积大，低温时效率较低，对运行管理要求较高。在所有方法中，对氨氮的去除率均可达到95%以上，但对总氮的去除差异非常大。朱明石等人采用升流式厌氧污泥床（UASB）-生物膜反应器建立厌氧氨氧化工艺来处理高浓度含氮废水，当进水ρ（NH3-N）、ρ（NO2-N）、ρ（TN）分别为340.0mg/L、448.8mg/L、788.8mg/L时，其去除率分别为84.0%、93.0%、85.0%。孙艳波等人对厌氧氨氧化和反硝化的协同脱氮的进行了研究，稳定阶段反应器对氨氮、亚硝氮、TN和COD的去除率分别高达95.3%、99.1%、94.0%和93.2%。结果表明，厌氧氨氧化和反硝化能协同脱氮而且效果很好。与传统生物硝化反硝化技术相比，厌氧氨氧化技术需氧量低，不需外加碳源和中和试剂，同时可大幅度减少污泥产量，是目前已知最经济的生物脱氮工艺；但因厌氧氨氧化的反应速度比较慢，故所需反应器容积大。目前国内在厌氧氨氧化生物脱氮领域开展的研究工作不多，为使这一具有良好应用前景的新型生物脱氮工艺在工业中得到应用，今后应进一步研究确定厌氧氨氧化的反应机理，寻求适于反应微生物的培养条件及反应器系统。虽然许多方法都能有效地去含氮废水中的氮，但大部分目前还处于研究阶段，只有几种方法能真正应用于工业废水的处理，因为它们必须具有应用方便、处理性能稳定可靠、适应于废水水质及较为经济等优点、根据目前的经验，处理含氮废水中的氮的主要技术有：（1）生物硝化法反硝化法除氮，即在好氧条件下，通过好氧硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐；然后在缺氧条件下，利用反硝化菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从废水中逸出。（2）氨吹脱法。（3）折点氯化法。（4）离子交换法。对于不同性质的废水，无机氮中的氨氮废水处理技术相对比较成熟。根据氨氮浓度的不同，废水可划分为三类：（1）高浓度（＞500mgNH3-N/L）；（2）中等浓度（50~500mgNH3-N/L）；（3）低浓度（＜50mgNH3-N/L）。由于以上几种处理方法原理、影响因素、适用范围等不同，因此，在选择处理方法必须充分利用其特点和优势，做到既“节能减排”又“满足要求”。目前以上几种处理方法中主要采用以下四种处理方法来去除废水中的氮，但各有其特点和适用范围，见表1。
3几点看法
废水中总氮处理方法范文2
进行试验的制浆企业产能100万t/a，商品浆产能40万t/a。制浆原料主要为木材、废纸和芦苇。废水处理系统的运行工艺流程为:废水初沉池冷却塔选择池厌氧池好氧池二沉池深度处理(超效浅层气浮系统)达标排放。该企业好氧系统长期稳定运行时，二沉池出水CODCr稳定在250mg/L以下。废水处理系统进水CODCr保持在1250mg/L，BOD/COD为0.45，每天进水量为45000m3，进水总氮值为2mg/L，需要补充氮磷营养，经计算每天需要投加1012kg氮源，换算成尿素为2154kg，实际每天尿素用量为2100kg。在废水处理不同时期，SN可发挥不同形态氮的协同效应，显著提高氮的利用率。为了确定SN能够高效地替代尿素，在产品开发阶段，以废水处理系统为研究对象，使用SN替代尿素，在废水中含有相同量的BOD时，尿素用量按照理论营养需求m(BOD)∶m(N)∶m(P)=100∶5∶1计算，经计算，最终确定本试验的SN总用量为原尿素用量的1/3(以尿素质量计)，即SN总用量为2100kg×1/3=700kg。试验中使用SN时，采取逐步替代尿素的方法，即分三个阶段在选择池投加SN和尿素，最终使SN完全替代尿素。由于SN是液态，可直接泵入选择池;尿素则需要先在尿素罐中溶解，再泵入选择池。表1为三个阶段中SN和尿素的用量。
2检测方法
SN作为一类新型氮源药剂，无毒无害，能够高效少量地替代传统氮源。目前评判SN的高效性和安全性主要为二沉池出水的氨氮浓度、二沉池出水CODCr、好氧池末端SV30(污泥沉降比)和生物相。本试验取样地点为初沉池出口、选择池出口、好氧池出口、二沉池。水质检测项目、检测频次和检测方法。
3结果与讨论
3.1氨氮浓度
氨氮是指水中以游离氨(NH3)和铵离子(NH4+)形式存在的氮，是微生物和水体生态植物等最易吸收利用的氮源。当水体中氨氮浓度过高时，会导致水体富营养化，对鱼类及某些水生生物有害，所以工业废水处理后需要达到一定的限值才能排放。该制浆造纸企业废水处理氨氮浓度排放标准依据GB/T3544—2008中现有企业排放限值为10mg/L［8］，结合当地环保部门的规范，实际排放限值为8mg/L。图1为在使用SN期间废水处理生化系统进、出水的氨氮浓度。从图1可以看出，SN逐步替代尿素时，在不同替代阶段，其氨氮浓度呈现不同的规律。第一阶段，用233kg的SN替代中试前尿素用量中的1/3(即700kg尿素)，其他氮源仍为尿素，在此阶段，选择池出水氨氮浓度比较低，平均为7.9mg/L，二沉池出水氨氮浓度波动较大。出现此类规律的原因主要为:①此阶段SN仅替代了中试前尿素用量中的1/3尿素，而SN中含有部分氨态氮，剩下的为其他形态的氮，再加上初沉池废水中的氨氮含量，导致选择池出水氨氮浓度较初沉池废水更高，随着SN逐步替代尿素，选择池出水氨氮也逐渐增大，最终趋于稳定。②SN为液体氮源，其中氮形态丰富，使用它替代尿素时，系统需要短暂的适应期，从而导致二沉池出水氨氮浓度波动较大。第二阶段，用466kg的SN替代中试前尿素用量中的2/3(即1400kg尿素)，其他氮源仍为尿素，在此阶段，选择池出水氨氮浓度均值为8.9mg/L，二沉池出水氨氮浓度波动较小，呈下降的趋势，主要原因在于系统逐步适应了SN作为氮源。第三阶段，用700kgSN完全替代中试前尿素用量(即2100kg尿素)，在此阶段，选择池出水氨氮浓度均值高达12.2mg/L，高氨氮含量的主要来源为SN中的氨态氮及初沉池废水中的氨态氮。但在此阶段，二沉池出水氨氮浓度平稳，均值仅为1.8mg/L，远远低于排放限值标准。其结果表明，SN能够安全地替代尿素，用量仅为原尿素用量的1/3时，二沉池出水达到排放标准。系统出水氨氮浓度稳定，即SN能够很好地被微生物利用。
3.2CODCr去除效率
CODCr是废水处理厂运行管理中一个重要的有机物污染指标。为使用SN中试期间，废水处理系统CODCr的去除情况。该制浆企业废水处理系统初沉池CODCr在1100～1350mg/L，波动不大，说明该企业废水处理系统废水水质比较稳定，系统不会受到水力负荷冲击，在此情况下使用SN，避免了水力负荷冲击的影响。从二沉池出水CODCr曲线可以看出，使用SN逐步替代尿素的过程中，第一阶段和第二阶段系统CODCr稍有偏高，但总体趋于稳定。当系统外加氮源全部为生物活性氮时，废水处理系统CODCr完全低于250mg/L，期间最高为248mg/L，最低为220mg/L，平均值为238.1mg/L。就CODCr去除效果而言，第三阶段，即系统外加氮源全部为SN时，CODCr去除率为80.5%，高于第一阶段的79.9%和第二阶段的79.4%，说明外加SN作为废水处理系统的氮源，能够安全地替代尿素，且能够提高系统的处理效率。
3.3SV30SV
30是分析活性污泥沉降性最简便的方法，SV30值越小，污泥沉降性能越好，SV30值越大，沉降性能越差，以致出现活性污泥膨胀现象。废水处理系统中营养比例相当重要，一般细菌营养比例为m(BOD5)∶m(N)∶(P)=100∶5∶1。如果氮营养缺乏时，可能会产生膨胀现象。因为若缺氮，微生物新陈代谢过程中，不能充分利用碳源合成细胞物质，过量的碳源将被转化为多糖类胞外贮存物，这种贮存物是高度亲水型化合物，易形成结合水，从而影响污泥的沉降性能，产生高黏性的污泥膨胀［9］。当用SN替代尿素，用量仅为尿素用量的1/3时，从总氮含量上，SN总氮含量低于尿素总氮含量;但从吸收效率上看，SN更加容易被利用。图3为逐步使用SN过程中，好氧池活性污泥的SV30变化情况。从图3中可以看出，在第一阶段，SV30与中试前的SV30(为33%)相当;当进行第二阶段时，SV30偏高，但没有出现活性污泥膨胀现象。出现SV30偏高的原因主要是活性污泥处于适应SN作为氮营养的一个过程，数据显示，第二阶段末期，SV30恢复为35%。当SN完全替代尿素时，SV30一直稳定在30%～35%，与只用尿素时相比，SV30没有发生太大的变化。总之，尿素和SN这两类氮营养物质，作为微生物营养时，都能够满足微生物的营养需求，只是SN能够高效少量地替代尿素。图3使用SN期间好氧池SV30的变化
3.4生物相
在使用SN逐步替代尿素期间，每天观察好氧池活性污泥的生物相，结果为:菌胶团结构较密实，没有发现太多从菌胶团中伸出的丝状菌;能够观察到活跃的原生动物和后生动物，其中数量较多的原生动物为钟虫、累枝虫和楯纤虫，数量较多的后生动物为轮虫。由生物相可以反映出生物处理系统运行正常，即说明SN能够安全稳定地替代尿素。
4结论
选用生物活性氮(SN)部分替代尿素作为氮营养，应用于某制浆造纸企业的废水处理系统，分析和总结了SN与尿素的应用特点。
4.1SN作为一种新的液态氮源
完全能够替代传统氮源尿素。当SN用量仅为尿素用量的1/3(质量计)时，CODCr去除效果良好，二沉池出水氨氮浓度低于标准限值排放，SV30波动不大。
4.2SN能够高效地替代尿素
主要归结于SN中携带的有机酸小分子片段，这些有机酸小分子片段充当运输载体，运送氮源至细胞体内，促进氮源的高效吸收。
4.3SN为液态氮源
废水中总氮处理方法范文3
【关键词】煤矿废水；生长情况；微核；生态毒性
煤矿废水包括酸性矿井废水、洗煤废水、尾矿废水等，组成成分及性质复杂，兼具有悬浮液以及胶休溶液性质，处理难度较大[1]，仅经过沉淀处理，水体中仍有大量有毒有害物质，直接排放到环境中会造成自然生态环境的破坏；种子萌芽过程易受到各类有毒有害物质影响，一些有毒有害物质可以通过食物链传递进入人体，影响人类健康[2]。因此，从生态学角度，运用高等植物研究煤矿废水对种子萌芽阶段生态影响具有重要意义。本研究按照已建立的高等植物毒理实验方法，以淮南某煤矿废水为例，通过蚕豆种子发芽和幼苗生长抑制情况及根尖细胞微核情况，结合该废水水质指标，对该煤矿废水进行生态风险监测及生态毒性评价，为煤矿废水环境影响及生态毒性效应提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 材料来源
松滋青皮蚕豆（Vicia faba），均购置于淮南农贸市场。
1.2 实验方法
1.2.1 采样点的布置和水样的采集
按照相关水质分析要求[3]，从煤矿废水排污口开始，沿河流下游方向每隔100米设置5个瞬时水样采样点。各采样点坐标：W1（x=116.5124，y=32.3837）；W2（x=116.5125，y=32.3837）；W3（x=116.5127，y=32.3839）；W4（x=116.5128，y=32.3840）；W5（x=116.5129，y=32.3841），W1、W2、W3、W4和W5代表采样点编号（下同）。采用多点瞬时水样方法进行水样采集。每采样点采集水样5L于塑料瓶内，按照国家环保部（HJ493-2009）要求放于4℃冰箱中保存。
1.2.2 水质理化指标的分析
按照相关标准对采集水样的pH、电导率、总溶解性固体、氨氮、总氮、总磷、化学需氧量、溶解氧等理化指标进行测试[3]。
1.2.3 蚕豆微核实验和幼苗生长情况测定
取40粒籽粒饱满且均匀的蚕豆，用0.5%NaClO溶液消毒20min冲洗后分别放入盛有各采样点水样的五组烧杯中，同时设一组蒸馏水对照组，在25℃下浸泡48h，蚕豆吸胀后，选取发育良好的蚕豆，在25℃温箱中保持湿度培育7d；在蚕豆萌芽3d后，按照莫测辉等对种子萌芽评判标准[4]，逐日观察记录蚕豆萌发数。培育7d后，用医用镊子取萌芽蚕豆测其生理指标：总长、芽长、根长、总重、芽重、根重（均为鲜重）[5]。
另取上述处理吸胀后的蚕豆，按照王友保等、钱晓薇培育保存方法对蚕豆进行培育保存[12，14]，根据王跃华等对蚕豆根尖微核技术的改良[13]，将恢复后的种子从根尖顶端切下幼根放入广口瓶中，使用由无水乙醇：冰醋酸：浓盐酸 =1∶125∶1配制成的改良固定离析液对根尖细胞进行固定解析，用改良石炭酸品红染液染色[14]，加1滴蒸馏水压片观察。每个断面镜检10个根尖，测定其微核千分率（MCN‰）和污染指数（PI）， 并进行统计学处理[15]，蚕豆根尖细胞微核的识别标准同陈光荣等[18]。
1.2.4 数据处理
发芽率[5]（%）=7d发芽的种子数/供试验种子数×100%
发芽势[5]（%）=3d发芽种子数/供试验种子数×100%
发芽指数[5]Gi=∑（），Gi发芽指数；Gt在t日的发芽数，个；Dt相应的发芽天数， d
活力指数[6]Vi=S×Gi，Vi活力指数；S总长；Gi发芽指数
微核细胞千分率（M CN‰）=含有微核的细胞数/观察细胞总数×1000
污染指数根据陈光荣提出的计算方法计算[16]， 即：
污染指数（PI）=样品微核率均值/对照微核率均值。
所有数据均取三次重复平均值，并用SPSS16.5进行相关性分析。
2 结果与讨论
2.1 煤矿废水水质特征
由表1，该煤矿废水的水质特征为：（1）pH 值为7.81-8.30， 属于中性或弱碱性；（2）TDS值均在559-643mg/L，电导率值在1174.22-3190.92μs/cm，符合污水综合排放标准（GB 8978-1996）；（3）总磷含量很低，相对污水综合排放标准（GB 8978-1996）而言总氮含量略高；（4）化学需氧量较高（87-280mg/L）；（5）溶解氧含量正常。将其与地表水环境质量标准IV类水（GB3838-2002）与污水综合排放标准第二类污染物标准（GB8978-1996）对比（见表1）发现：符合污水综合排放标准，水样的电导率和可溶解性固体含量较低，且属于弱碱性水；总氮总磷含量也远远低于规定值，而化学需氧量含量较高，这与程学丰等[10]研究淮南矿区矿井水水质特征及其资源化研究结果类似[7]。
2.2 煤矿废水对蚕豆生长的影响
由表2，该煤矿区废水对蚕豆种子萌发有明显抑制作用。蚕豆种子的发芽指数、活力指数、发芽率和发芽势均随距煤矿废水排污口的距离增大呈先升后降趋势。W2处水样培育的蚕豆种子的发芽指数、活力指数和发芽势均较其它采样点高（1.34、0.12、22%），较对照组抑制作用分别达到64.83%、60%和21.43%； W3处水样培育的蚕豆种子发芽率最高为53.19%，较对照组抑制作用达到了41.76%。
幼苗生长过程中，煤矿废水对其有显著的影响，与对照组相比，表现出明显的抑制效应（表2）。从幼苗伸长生理指标来看，蚕豆幼苗的芽长、根长以及总长基本上随样点分布距离增加而降低；W3培养的芽长达至峰值3.65cm，与对照组比，芽长抑制率为15.9%；W5培养的幼苗芽长最短为2.90cm，与对照组比，芽长抑制率为33.18%；W3处幼苗根长达到峰值3.75cm，与对照组比，根长抑制率为17.03%，W5培养的幼苗根长达至最低值2.88cm，与对照组比，根长抑制率为36.28%。煤矿废水对蚕豆种子萌发及幼苗生长有明显抑制作用，一般认为发芽抑制物质可能是盐分、重金属等和其它有机物等[4]。本研究中蚕豆种子各生理指数都表现出不同程度抑制。对比该煤矿废水的水质指标（表1），分析发现，该煤矿废水的pH值、电导率、TDS、DO、氨氮和总磷总氮均符合国家排放标准，而CODcr值略微偏高，说明该煤矿废水中有机物含量偏高；W4（第四个采样点）水样的氨氮含量最高，电导率值和可溶解性固体的含量最低，表明废水中的氨氮含量对蚕豆幼苗的生长具有抑制作用，同时，该煤矿废水中可能含有发芽抑制物质，很可能还有有机物，刘劲松[9]的淮南潘集矿区地表水质及环境影响因素分析研究结果中关于矿业污染源的研究监测中，分析该类有机物可能为酚类、醛类和有机酸、醇等发芽抑制物质[10]。
2.3 煤矿废水对蚕豆根尖细胞微核的影响
经过检测发现，蚕豆根尖细胞的有丝分裂率随距排放口增加而增加，但煤矿废水处理的蚕豆根尖细胞有丝分裂率明显低于对照组（有丝分裂率），表明蚕豆根尖细胞的生理活动受到了水体中污染成分的影响。W1（有丝分裂率27.2%）和W2（有丝分裂率24.5%）对应有丝分裂率明显低于后三组的实验结果，相比对照组分别下降了36.68%和38.23%，且W3（有丝分裂率28.3%）、W4（有丝分裂率28.6%）以及W5（有丝分裂率28.5%）的有丝分裂率较类似。这说明W1和W2水体中影响蚕豆根尖细胞的污染物含量较高，而W3、W4以及W5水样中污染成分得到了明显的净化稀释，污染物浓度已降低。将煤矿废水对蚕豆根尖微核率与对照组对比，W1～5各采样点的水样引起蚕豆根尖细胞微核率分别为：0.162‰、0.156‰、0.143‰、0.135‰、0.128‰，对比对照组（微核率为0.023‰）有显著提高。表明该煤矿废水中含有致突变的污染物，在根尖细胞分裂期间，可诱导细胞核内的遗传物质发生了异常变化，抑制细胞有丝分裂的正常进行，并产生微核，表现出了一定的生物毒性效应[17，18]。
2.4 煤矿废水水质指标与蚕豆生长的相关分析
经过对水质指标与蚕豆根尖生理指标的相关性分析，TDS含量与蚕豆根长呈显著正相关（r=0.94，p0.05）。pH与蚕豆根尖的根长、总长、芽长、根重之间相关系数分别为r=-0.80（p>0.05）、r=-0.74（p>0.05）、r=-0.71（p>0.05）、r=-0.77（p>0.05），可能表明矿区排污水的pH值会抑制蚕豆根尖生长（表1可知，水样明显偏碱性，可能会对蚕豆的生长产生抑制作用）。除CODcr外，其它理化指标与生理指标间均呈现出一定负相关，CODcr含量与蚕豆根尖细胞微核率呈之间显著正相关，其相关系数r=0.97（p
3 结论
（1）该煤矿区排放的废水符合工业污废水的综合排放标准（GB8978-1996）。
（2）煤矿废水可通过对根生长影响造成对幼苗整株生长的控制，影响不同生长发育过程：主要影响萌发过程及幼苗生长过程。
（3）煤矿废水中能诱导产生一定数量微核，从而表现出一定生物毒性，而CODcr与微核率呈显著正相关，表明微核主要由水体中的有机物质导致。同时，这也表明蚕豆微核可用来监测煤矿废水的有机污染。
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废水中总氮处理方法范文4
关键词：富营养化水体；滤食性底栖动物；复合生态系统；微型后生动物
中图分类号：X171.4 文献标志码：A 文章编号：0439-8114（2013）20-4926-06
Purification Characteristics of Eutrophic Water in Filter-Feeding Zoobenthos-Bacteria and Algae Complex Ecosystem
ZHANG Wen-yi1，ZHANG Cai-qin1，ZHAN Ming-fei1，LI Xiao-xia2，HE Ye-jun2
（1. School of Environmental & Safety Engineering， Changzhou University， Changzhou 213164，Jiangsu， China；
2. Ma’anshan Huanghe River Water Treatment Project Co Ltd， Ma’anshan 243000，Anhui，China）
Abstract： To reveal purification characteristics of eutrophic water in the complex ecosystems based on the filter-feeding zoobenthos-bacteria and algae， six complex ecosystems were constructed with adopting snail （Cipangopaludina chinensis）， mussel （Corbicula fluminea）and loach（Misgurnus anguillicaudatus）， using heavy pollution river water as a carrier. The results showed that pollutants could be efficiently removed in all of six complex ecosystems. The pollutant removal rates of the chemical oxygen demand， total phosphorus， total nitrogen and ammonia nitrogen removal were 69.9%～84.9%， 75.9%～87.3%，84.9%～90.5% and 91.9%～96.6%， respectively. Pollutant kinetic analysis showed that the concentration changes of COD and TP were fitted with the first order kinetic model and that the concentration changes of TN and NH3-N conformed zeroorder kinetic model in the ecosystem based on snail and snail & loach systems. As the reaction time increased， variety of algae and micro-metazoan grew in the surface biofilm of filter-feeding zoobenthos in six complex ecosystems， promoting the degradation of pollutants in water. In the complex ecosystems based on the filter-feeding zoobenthos， bacteria and algae were the main primary producers， filter-feeding zoobenthos being the main consumers， and microorganisms such as bacteria-algae being decomposers. These three parts composed the major biomes and trophic structure of the complex ecosystem. The formed ecosystem based on the symbiotic relationshipis is relied mainly on inter-dependencies to remove eutrophic water pollutants. The study provided theoretical basis and process design parameters for utilizing filter-feeding zoobenthos to ecologically restore the water environment.
Key words： eutrophic water； filter-feeding zoobenthos； complex ecosystems； miniature metazoan
生态修复技术已成为我国富营养化水体修复的首选工艺，水湿生植物、动物净化富营养化水体得到广泛应用并取得良好效果[1-3]。但有关这些技术的研究主要集中在以下两个方面：一是挺水、浮水及沉水等水生植物的净污机理、净污能力及其在生活污水、工业废水及富营养化水体等污水处理中的应用研究[4-11]；二是底栖软体动物对水体中重金属的富集及富集机理和其在水环境检测中的应用研究，而对底栖软体动物的净污能力研究主要集中在增加底栖动物投放量、补充底栖动物资源方面[12-17]，鲜有试验研究底栖软体动物耐污及净污性能。
本研究选取常用于污水修复的滤食性底栖动物田螺（Cipangopaludina chinensis）、河蚌（Corbicula fluminea）和泥鳅（Misgurnus anguillicaudatu），以富营养化河水为处理介质构建6种滤食性底栖动物-菌藻复合生态系统，分别研究其对富营养化水体的净化特性、污染物降解动力学及共生系统的微生物特性，并阐明了复合生态系统的污染物净化机理，以期为富营养化水体的生态修复提供理论依据和工艺设计参考。
1 材料与方法
1.1 材料
本研究选用苏南地区常见的底栖动物：田螺、河蚌和泥鳅。选取个体大小相近的底栖动物，记录样本指标，之后将其放入在经过曝晒的自来水中预养3 d，备用。市购容积为12 L红色水桶6只，并依次编号Ⅰ-Ⅵ，备用。
试验用水取自常州鸣凰河河水，并投加少量生活污水以模拟水质波动，主要水质指标见表1。
1.2 方法
在标记Ⅰ～Ⅵ水桶中分别加入10 L试验用水并做水位标记，每天定时向水桶中添加蒸馏水至标记水位以补充蒸发损失的水分。各生态系统底栖动物放养情况如表2所示。试验结束时，刮取适量田螺、河蚌表面的生物膜制成切片，在倒置显微镜（型号：XDS-200PH）下进行生物相镜检；泥鳅是活动的微生物载体，将泥鳅放入盛有适量蒸馏水的小烧杯中1 d，取小烧杯中的水样进行镜检，以观测附着在泥鳅表面的微小生物。
水质分析方法采用《水和废水监测分析方法》（第四版）[18]，其中化学需氧量（Chemical Oxygend Demand，COD）检测采用重铬酸钾法，总磷检测采用过硫酸钾消解钼锑抗分光光度法，总氮检测采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法，氨氮采用水杨酸-次氯酸盐光度法。微生物相识别参照文献[19、20]完成。
2 结果与分析
2.1 污染物去除特性分析
2.1.1 COD去除特性分析 底栖动物主要通过滤食作用直接吸收营养盐类、有机碎屑和浮游藻类等，提高水体透明度，净化水质。图1为由田螺、河蚌、泥鳅构成的单种底栖动物生态系统Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ中COD降解曲线及Ⅰ中COD降解动力学曲线。由图1可以看出，1～8 d COD降解速度较快，COD去除率达到50%左右；底栖动物大量摄食水中的悬浮物、浮游植物及游离细菌，而底栖动物的排泄物能够促进水中悬浮物的絮凝沉淀，净化水质。至试验结束，单种底栖动物生态系统对COD去除效果差异明显，其中田螺对COD去除效果较好，泥鳅次之，河蚌较差，COD去除率分别为79.9%、73.3%、69.9%。图2为由田螺、河蚌、泥鳅构成的两种底栖动物组合生态系统Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ中COD降解曲线及Ⅴ中COD降解动力学曲线。由图2可以看出，1～12 d COD降解速度较快，之后COD降解速度变缓；至试验结束，两种底栖动物组合生态系统对COD去除效果出现差异，田螺+泥鳅组合系统对COD去除效果较好，河蚌+泥鳅组合系统次之，田螺+河蚌组合系统效果较差，COD去除率分别为84.9%、79.6%、75.7%。对比两种处理系统对COD的去除效果，发现两种底栖动物组合生态系统对COD去除效果优于单种底栖动物生态系统。
选取对COD处理效果较好的田螺系统、田螺+泥鳅组合系统进行COD降解动力学分析可知，COD质量浓度变化符合一级动力学模型，即COD降解速率与COD浓度呈正相关，COD浓度越高，降解速率越大。
2.1.2 总磷去除效果分析 磷是生物生长所必需的营养元素之一，但当水中的磷含量超过0.2 mg/L时，可造成藻类过度繁殖，引起水体的富营养化，使水质变坏[8]。磷主要通过微生物降解转化作用去除，而底栖动物的摄食作用可吸收水中的磷并将其同化为自身细胞组织的一部分；或经自身的新陈代谢作用将磷排到底泥中。图3为由田螺、河蚌、泥鳅构成的单种底栖动物生态系统Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ总磷降解曲线及Ⅰ中总磷降解动力学曲线。由图3可以看出，1～10 d各系统总磷去除效果稳定，之后总磷质量浓度出现不同程度的波动；至试验结束，各单种底栖动物生态系统对总磷去除效果差异较明显，其中田螺较好，河蚌次之，泥鳅较差，其去除率分别为87.3%、79.8%、77.9%。图4为由田螺、河蚌、泥鳅构成的两种底栖动物组合生态系统Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ总磷降解曲线及Ⅴ中总磷降解动力学曲线。由图4可以看出，1～6 d各组合系统内总磷去除稳定，之后各组合系统总磷质量浓度出现不同程度的波动，其中河蚌+泥鳅组合系统总磷波动程度最大；至试验结束，各组合系统对总磷去除效果差异明显，其中田螺+泥鳅组合系统处理效果较好，田螺+河蚌组合系统次之，河蚌+泥鳅组合系统较差，总磷去除率分别为86.3%、81.4%、75.9%。由田螺系统、田螺+泥鳅组合系统总磷降解动力学分析知，总磷质量浓度变化符合一级动力学模型。
2.1.3 总氮去除效果分析 氮是动植物生长所必需的营养元素之一，当氮含量过多时，将促进藻类等浮游生物的大量繁殖引起水体富营养化，导致水体恶臭。田螺、河蚌及泥鳅等底栖动物能通过食物链摄食不同水层的藻类、有机碎屑等，间接降低水中氮含量，净化水质[21]。图5为由田螺、河蚌、泥鳅构成的单种底栖动物生态系统Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ总氮降解曲线及Ⅰ中总氮降解动力学曲线。由图5可以看出，随着反应时间的增加，各生态系统中的总氮含量整体呈下降趋势并伴有不同程度的波动，这可能与底栖动物的新陈代谢有关。底栖动物排泄物主要为氨氮、氨基酸、尿酸等含氮物质[16]，可导致总氮回升，但这并未影响各生态系统总氮降解的整体趋势。至试验结束，单种底栖动物生态系统中，田螺对总氮去除效果较好，河蚌次之，泥鳅较差，去除率分别为88.7%、87.1%、84.9%。图6为由田螺、河蚌、泥鳅构成的两种底栖动物组合生态系统Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ总氮降解曲线及Ⅴ中总氮降解动力学曲线。由图6可以看出，两种底栖动物组合生态系统对总氮去除稳定，去除率由高到低依次为田螺+泥鳅组合系统、河蚌+泥鳅组合系统、田螺+河蚌组合系统，去除率分别为90.5%、87.4%和85.8%。由以上分析知，两种底栖动物组合生态系统对总氮去除效果优于单种底栖动物生态系统，且总氮波动小，去除效果稳定。
由田螺系统、田螺+泥鳅组合系统总氮降解动力学分析可知，总氮的降解符合零级动力学模型，即系统中总氮质量浓度按恒量衰减。田螺系统和田螺+泥鳅组合系统总氮降解速率为0.70 mg/（L·d）和0.79 mg/（L·d），即日总氮去除量占系统总氮含量的3%左右。
2.1.4 氨氮去除效果分析 氨氮是水体主要好氧污染物，可消耗水中溶解氧而使水体缺氧，引起底栖动物的死亡。此外，氨氮也是水体的营养素，可以为藻类提供营养源，导致水体富营养化。水中氨氮的去除主要通过微生物降解、水生植物吸收等途径实现。图7为由田螺、河蚌、泥鳅构成的单种底栖动物生态系统Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ氨氮降解曲线及Ⅰ中氨氮降解动力学曲线。由图7可以看出，各单种底栖动物生态系统中氨氮去除效果比较稳定，氨氮去除效果差异不明显，去除率依次为95.3%、96.2%和94.9%。图8为由田螺、河蚌、泥鳅构成的两种底栖动物组合生态系统Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ氨氮降解曲线及Ⅴ中氨氮降解动力学曲线。由图8可以看出，河蚌+泥鳅组合系统中氨氮质量浓度波动较大，其他组合系统中氨氮质量浓度波动较小；至试验结束，两种底栖动物组合生态系统对氨氮处理效果具有一定差异，其中田螺+泥鳅组合系统对氨氮去除效果最好，去除率达到96.7%，田螺+河蚌组合系统和河蚌+泥鳅组合系统对氨氮去除效果差异不明显，去除率分别为92.1%、91.9%。由以上分析可知，单种底栖动物生态系统对氨氮去除率高于两种底栖动物组合生态系统对氨氮的去除率，且去除效果更稳定。
由田螺系统、田螺+泥鳅组合系统氨氮降解动力学分析可知，氨氮降解符合零级动力学模型。田螺和田螺泥鳅系统氨氮降解速率为0.28 mg/（L·d）和0.31 mg/（L·d）。
2.2 复合生态系统生物相分析
2.2.1 藻类生物相分析 藻类在富营养化水体中能够快速繁殖，吸收水中的氮磷，通过光合作用合成自身营养物质释放氧气，是水生生态系统的初级生产者。一般情况下，藻类适量生长可以为水生生物提供充足的饵料和适量溶解氧，而且能够净化水质促进水生生态系统的正常运行；但藻类过度繁殖及死亡致使水质恶化，严重影响水生生物的生存，破坏水生生态系统。田螺、河蚌及泥鳅等底栖动物能够摄食水中的藻类，抑制藻类生长，提高水体透明度。试验过程中发现各生态系统中水体透明度较高，未见藻类大量繁殖，镜检发现各生态系统水中藻类含量较少，但田螺及河蚌表面生物膜及泥鳅表面均附着生长多种藻类。表3为田螺、河蚌及泥鳅表面附着生长的藻类。
在放养滤食性底栖动物的水生生态系统中，不仅能够形成以控制藻类生长为中心的生态关系[22]，还可增加生态系统的物种种类和数量，完善生态系统的营养结构和功能，提高生态系统的自身调节能力，增加水生生态系统的稳定性[23-25]。
2.2.2 微型后生动物分析 细菌、真菌、放线菌及原生动物等微生物可将复杂有机物分解为简单有机物或无机物释放到周围环境中，维持生态系统的平衡，是水生生态系统的主要分解者。滤食性底栖动物外表面积较大，是原生动物、轮虫、线虫等微型后生动物附着生长的活动载体。镜检发现田螺、河蚌及泥鳅表面附着生长了多种类的微型后生动物，其中田螺表面生物膜上附着生长轮虫、线虫、腹毛虫等微型动物，河蚌表面生物膜附着生长变形虫属、圆壳虫属、砂壳虫属等原生动物，泥鳅表面附着生长了变形虫属、三足虫属、砂壳虫属、匣壳虫属、斜口虫属等原生动物和轮虫（见图9）。
微型后生动物在污水处理中起着非常重要的作用，它不但可以促进菌胶团絮凝，而且能大量吞噬游离细菌、浮游藻类或微小的有机颗粒和碎片，还能直接分解代谢污水中的部分可溶性有机物[19]。此外，原生动物和轮虫对环境条件变化反应灵敏，常作为评价污水水质好坏的指示生物。
3 结论
1）所构建的6个复合生态系统对COD、总磷、总氮、氨氮均有较好的去除效果，去除率分别达到69.9%～84.9%、75.9%～87.3%、84.9%～90.5%、91.9%～96.6%。两种滤食性底栖动物组合生态系统对污染物的去除效果优于单种滤食性底栖动物生态系统。单种滤食性底栖动物处理方式中，由田螺构成的复合生态系统对污染物去除效果较好，COD、总磷、总氮、氨氮去除率分别为79.9%、87.3%、88.7%、96.2%；两种滤食性底栖动物处理方式中，由田螺和泥鳅构成的复合生态系统对污染物去除效果较好，COD、总磷、总氮、氨氮去除率分别为84.9%、86.3%、90.5%、96.6%。由动力学分析知，在分别由田螺和田螺+泥鳅所构成的2种复合生态系统中COD和总磷质量浓度变化符合一级动力学模型，总氮和氨氮质量浓度变化符合零级动力学模型。
2）各复合生态系统中的滤食性底栖动物表面及悬浮态菌胶团上附着生长了蓝藻、硅藻、绿藻等多种藻类和原生动物、轮虫、线虫等多种微型后生动物，促进了水体中污染物的降解。在滤食性底栖动物-菌藻复合生态系统中，藻类是主要的初级生产者，滤食性底栖动物是主要消费者，菌、藻类微生物是主要分解者，三者组成了复合生态系统的主要生物群落和营养结构，所形成的这种基于共生关系的生态系统对富营养化水中的污染物质的去除主要依靠相互间的依存关系完成，以协同作用维持水生生态系统的平衡。本研究可为富营养化水体的生态修复提供理论依据和工艺设计参考。
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废水中总氮处理方法范文5
关键词：污水处理;处理效果;变化规律
中图分类号：X7文献标识码：A文章编号：1672-3198（2008）11-0367-02
我国是世界上人口最多的国家，随着城市人口的骤增、乡村的城镇化和人民生活水平的提高,人均需水量和总需水量不断增加，城市污水总排放量也随之相应逐渐增加。因而，建设大型污水处理设施集中处理城市污水是目前改善城市水环境的必要措施。近年来,我国城市污水处理设施的建设取得了巨大的进步，城市污水处理量以及污水处理率达到了很大的提高。
武汉市龙王嘴污水处理厂是世界银行贷款污水治理项目，座落于武昌雄楚大道南侧、南湖之滨的关山村，总占地约13.3公顷，工程总耗资16千万元，设计总处理废水能力为15万m3/d ,服务面积34km2，受益人口36万。该污水处理厂采用改良型A2O活性污泥法工艺，辅以化学除磷，能更有效地去除氮、脱磷，出厂水又经过氯气消毒，使出水水质、泥质更好。本文通过对武汉市龙王嘴污水处理厂进、出水的固体悬浮物、CODcr、BOD5、全盐量、硬度、总磷、总氮、阴离子表面活性剂及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水质指标历时一年的连续分析，研究了整个污水处理厂对污染物的去除效果，并选择全盐量、pH、总氮、总磷、CODcr、BOD5、总硬度、阴离子表面活性剂等常规指标对该厂的二级处理出水进行了一次日分析，试图从中找出规律，以更好的指导实践。
1 实验部分
1.1 监测对象污水处理厂进水口、出水口水质
1.2 评价内容
根据国家《污水综合排放标准》（GB8978-1996）、地下水质量标准（GB/T 14848-93）以及地表水环境质量标准（GB3838-2002）选择了pH、CODcr、BOD5、SS、TS、阴离子表面活性剂、总氮、总磷、硬度以及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se作为主要评价指标。
1.3 样品的采集与保存
水样采集参照国家《地表水和污水监测技术规范》（HJ/T91-2002）规定。
水样保存参照国家《地表水和污水监测技术规范》（HJ/T91-2002）规定。
1.4 采样与监测
采样与监测均按国家监测技术规范的要求进行，月分析于每月中下旬对污水处理厂的进、出水进行采样，历时一年的连续分析，日分析则为一天内每2小时取样一次，分析方法均按国家标准分析方法严格操作，具体见GB5084-92，也可参见《水和废水监测分析方法》（第四版），中国环境科学出版社，2002年。
2 结果与讨论
2.1 月分析监测结果
对嘴污水处理厂进、出水的固体悬浮物、CODcr、BOD5、全盐量、硬度、总磷、总氮、阴离子表面活性剂及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水质指标进行了一年监测，相关结果见表1。去除率以平均值进行计算，计算方法如下：
去除率=进水平均值-出水平均值进水平均值
监测结果表明污水经处理后，pH值、LAS、CODcr、BOD5、SS指标均已达到污水综合排放一级标准，重金属指标则优于该排放标准，虽未能达到地表水环境质量标准，但均符合我国地下水三类标准。其中SS的去除率为96.3%，BOD5的去除率为95.0%，LAS的去除率为91.9% ，CODcr的去除率为89.1%，可知针对以上四个指标，污水处理工艺有很强的处理能力，相比较而言，总氮、总磷的去除率以及相关处理工艺则有待提高。
2.2 日分析监测结果
2.2.1 pH值
pH值是表示水体酸碱度的指标，清洁天然水的pH值为6.5～8.5，pH值异常，表示水体受到酸碱性的污染。图1显示了龙王嘴污水处理厂二级出水pH值的日变化情况。
由图1可知，污水处理厂二级出水pH值日变幅不大，且均处于6.5～8.5之间，表明该污水厂的酸碱度控制比较好。
2.2.2 总磷与总氮
磷和氮均是评价水质的重要指标。图2显示了污水处理厂再生水总磷和总磷的变化。
由图2可知，龙王嘴污水处理厂总N、总P日均值分别为8.64mg/L、 0.71mg/L，变化幅度分别在8.17～9.40mg/L、 0.61～0.87mg/L之间，总体变化幅度不大。在晚上20:00～22:00以及早上8:00～10:00氮、磷的值略有提高，可能与水质来源处居民的生活作息规律相关，总体而言，龙王嘴污水处理厂对水质氮、磷含量的控制比较稳定。
图2 总氮及总磷的变化（左：总氮；右：总磷）
2.2.3 总硬度
水的总硬度对水质以及人们的日常生活有着极为重要的影响。图3为污水处理厂二级出水总硬度的变化情况。
图3 二级出水总硬度的变化
由图3可知，龙王嘴污水处理厂总硬度日均值为201.6mg/L，变化幅度在199.2～205.2mg/L之间，总硬度的总体变化幅度很小，也有可能与当日水质来源处水的总硬度较为稳定有关。
2.2.4 CODcr与BOD5
化学需氧量与五日生化需氧量是表示水中有机污染物含量的综合指标。图4为龙王嘴污水处理厂二级出水CODcr和BOD5的变化情况。
图4 CODcr和BOD5的变化
由图4可知，龙王嘴污水处理厂CODcr、BOD5日均值分别为12.46mg/L 、10.01mg/L，变化幅度分别在7.62～26.01mg/L、6.88～14.5mg/L之间。CODcr与BOD5日变化趋势大致相同，在晚上22:00左右以及早上8:00左右两者的值略有提高，可能是由于居民的生活作息影响到水中微生物活动所引起的变化。
2.2.5 全盐量与悬浮物
悬浮物直接影响到水质，而全盐量则主要是对土壤、农作物等影响更大。图5为龙王嘴污水处理厂二级出水全盐量和悬浮物的变化情况。
图5 全盐量和悬浮物的变化（左：全盐量；右：悬浮物）
由图5可见，龙王嘴污水处理厂二级出水悬浮物、全盐量的日均值分别为4.0mg/L、340mg/L，变化范围分别为2.0～9.0mg/L、310～366mg/L之间。全盐量的日变化幅度不大，SS日分析值总体有一定的变化幅度，在下午16:00以及早上8:00、10:00总体SS值偏大，如果考虑管网系统
汇流的滞后性，高峰期总体与当地居民饮食时间相近。
2.2.6 阴离子表面活性剂
阴离子表面活性剂也是废水中主要的污染物之一。阴离子表面活性剂容易形成泡沫覆于河面，从而影响水质，影响水生物的生长以及人体的健康等等。图6显示了龙王嘴污水处理厂二级出水LAS值的变化。
图6 阴离子表面活性剂的变化
由图6可知，龙王嘴污水处理厂阴离子表面活性剂日均值为1.019mg/L，变化幅度在0.800～1.578mg/L之间。在早上8:00～10:00含量比其他时间的含量要高，这一变化主要与生活污水来源处居民的生活作息时间息息相关，经处理后二级出水LAS的值还未能达到国家地下水和地表水环境质量标准，对这一方面的处理有待进一步加强。
3 结语
（1）对龙王嘴污水处理厂的进、出水的监测表明，进水悬浮物、CODcr、BOD5、LAS的含量较高，是污水处理中的重点。在实际运行中，该厂对SS、BOD5、LAS、CODcr的去除率达90％，效果较好。但对于总磷、总氮的处理则有待加强。出水重金属指标均可达到国家地下水和地表水的Ⅰ类、Ⅱ类或Ⅲ类标准，对于重金属指标可根据污水排放用途进行适当的处理。
（2）通过对几项常规指标进行的日分析研究表明，出水的水质日变化较小，CODcr、 BOD5、LAS变化规律与居民作息时间有关，而其他几项指标变化不大。
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废水中总氮处理方法范文6
关键词：垃圾填埋场；渗滤液；生物膜；铁碳微电解
1垃圾渗滤液分类与特点
城市垃圾填埋场渗滤液是一种成分复杂的高浓度难降解有机废水。由于其成分复杂，浓度变化范围大，处理困难，传统的生物处理方法虽能取得一定的处理效果，但废水处理后依然含有大量环烷烃、羧酸类、酯类以及苯酚类等有害污染物质[1]。
依据填埋时间将渗滤液分为早期和中晚期，填埋龄在3～5年以内的称为早期渗滤液，其中易生物降解的挥发性脂肪酸含量较高，一般可占总有机碳的60%～70%，BOD/COD比值一般在0.4～0.8，氨氮浓度为500～1000mg/L左右。填埋龄超过5年后，渗滤液易生物降解的有机物比例会明显下降，称为晚期渗滤液，其BOD/COD比值一般为0.1～0.2，氨氮浓度反而增高。我国垃圾填埋场晚期渗滤液的水质数据见表1[2]。
针对晚期渗滤液水质特点，中山市环保实业发展有限公司设计研发了一套中试处理系统，利用改良型的聚氨酯与生物酶作为生物膜法的填料，通过自主研发的高效硝化菌和反硝化菌，形成含高活性硝化菌和反硝化菌的生物处理膜。同时利用铁碳-芬顿氧化技术降低COD及色度，通过活性污泥法去除COD，最终使各项出水指标达到规定标准。该项目涉及的生物膜法硝化/反硝化脱氮工艺、活性污泥法去除COD工艺、铁碳-芬顿氧化工艺在国内外均有良好的研究基础和应用效果[3～6]。通过罗定市垃圾填埋场晚期渗滤液的现场处理试验，并对处理系统进行改良和工艺改进，垃圾渗滤液能够得到很好的处理，在实际工程中发挥良好的作用。
2材料和方法
2.1试验装置及运行条件
试验中所用装置为本公司设计研发的一套新型组合工艺系统，包括自动加药系统、生化反应部分（生物脱氮池、活性污泥反应器）、物化反应部分（铁碳-芬顿反应池、混凝沉淀池、滤布滤池）等。其中，生物脱氮池采用生物膜法，以改良型的聚氨酯与生物酶作为填料，利用硝化反硝化反应进行脱氮。活性污泥反应器为本公司研发的一体化生化反应器，集好氧沉淀于一体。
整套组合工艺系统均安置在罗定市垃圾填埋场渗滤液处理站内，室内运行环境温度为（25±3）℃，严格控制生化反应部分的好氧厌氧环境及各反应器的试验条件。
2.2药剂投加及试验用污水
试验安装了一套自动加药系统，包括酸碱、双氧水及PAM等。通过控制酸碱及双氧水的投加，使铁碳-芬顿反应在酸性条件下与废水进行充分反应。通过控制酸碱及PAM的投加，使混凝沉淀池在中性或碱性条件下对废水进行固液分离。
试验污水取自罗定市垃圾填埋场晚期渗滤液，其水质情况为COD：1590.9～1790.7mg/L，NH3-N：808.1～894.7mg/L，TN：895.9～944.4mg/L。
2.3污泥接种培菌
接种污泥来自罗定市第二生活污水处理有限公司的一体化氧化沟工艺剩余污泥。对于生物脱氮池，污泥预先通过培养和驯化，再投加到生物膜处理系统中进行挂膜，投加本公司自主研发的高效硝化菌和反硝化菌，并在废水中驯化生长，形成含高活性硝化菌和反硝化菌的生物处理膜；活性污泥反应器接种污泥至污泥浓度（MLSS浓度）3.5g/L，并驯化活性污泥，直至污泥转棕黄色时连续进污水（进水量逐步提高），培养过程中投加本公司研发的去COD及脱色度的菌种，观察活性污泥生长情况，定期检测水质及污泥镜检，直至污泥中微生物已能较好地适应污水水质。
2.4水质分析方法
COD、氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、总氮、pH值的分析方法依据《水和废水监测分析方法（第四版）》（中国环境科学出版社）[7]。
3结果和讨论
3.1生物脱氮反应效果
当进水量为0.5m3/h时，氨氮和总氮的去除率均超过98%，随着水量增大，去除效率也相应降低，当水量增加到1.2m3/h时，氨氮和总氮的去除率仍可达96%以上，出水氨氮降至17mg/L以下，总氮降至31mg /L以下。水量继续加大，去除率下降明显（图1、2）。
研究表明，生物膜的硝化速率受COD负荷变化的影响小，使得生物脱氮池对COD负荷的变化具有较强的缓冲能力[3]。
3.2铁碳-芬顿反应处理效果
将进水流量控制在1.0～1.2m3/h，反应时间60min，并向铁碳-芬顿反应系统进行微曝气，考察pH值及H2O2浓度的变化对铁碳-芬顿反应效果的影响。
3.2.1pH值对反应效果的影响
投加27.5%的双氧水，投加量为2kg/m3，进一步研究pH值对铁碳-芬顿反应效果的影响。如图3，pH值为2～4时，COD去除率达到80%，大大提高渗滤液的可生物降解性能[8]，为后续活性污泥法处理渗滤液提供了良好的生化基础。当pH值大于4时，COD去除率呈现明显下降的趋势。
3.2.2H2O2浓度对反应效果的影响
将pH值控制在3～4，进一步研究H2O2投加量对铁碳-芬顿反应效果的影响。如图4，随着H2O2投加量的加大，COD去除率也显著提高，当H2O2投加量增加到2kg/m3时，COD去除率达到最大。继续加大H2O2投加量，COD去除率变化不明显，过量的H2O2还会残留至后续活性污泥反应器，影响污泥活性。
3.3后续生化处理效果
铁碳-芬顿反应处理后的渗滤液经过混凝沉淀，进入活性污泥反应器，污泥浓度控制在4.5g/L左右，溶解氧为2～4mg/L。经过现场的中试试验，进水流量控制在1.0～1.2m3/h，出水水质指标见表2。
4结语
（1）通过中试处理实验，生物膜脱氮反应器对渗滤液具有高效的硝化反硝化脱氮效果，进水量在10～12m3/h时，出水氨氮降至17mg/L以下，总氮降至31mg/L以下。
（2）渗滤液进水流量控制在10～12m3/h，利用酸碱自动加药系统，将pH值维持在3～4，投加H2O2的量为2kg/m3，反应60min，渗滤液COD降至320～350mg/L，大大提高了渗滤液的可生物降解性能，为后续活性污泥法处理渗滤液提供了良好的生化基础。
（3）后续利用活性污泥反应器处理，经过滤布滤池消毒后的出水水质达到《生活垃圾填埋场污染控制标准（GB16889-2008）》的排放标准。
（4）利用本公司研发的新型组合工艺，垃圾渗滤液能够得到高效处理，并在实际工程中发挥良好的作用，具有广阔应用前景。
参考文献：
[1] Visanathan C，Choudhary M K，Montalbo M T，et al.Landfill leachate treatment using thermophilic membrane bioreactor [J].Desalination，2007，204（30）：8～16.
[2] 赵宗升，刘鸿亮，李炳伟，等.垃圾填埋场渗滤液污染的控制技术[J].中国给排水，2000，16（6）：20～23.
[3] 周律，李哿，SKIN Hang-sik，等.生物膜复合系统脱氮除磷的特征及微生物群落结构分析[J].环境科学学报，2012，32（6）：1312～1318.
[4] 鞠峰，胡勇有.铁屑内电解技术的强化方式及改进措施研究进展[J].环境科学学报，2011，31（12）：2585～2594.
[5] Kang Y W，Hwang K Y.Effects of reaction conditions on the oxidation efficiency in the Fenton process[J].Water Research，2000，34（10）：2786～2790.
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[7] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法（第四版）[M].北京：中国环境科学出版社，2002.
[8] 郭鹏，黄理辉，高宝玉，等.铁碳微电解-H2O2法预处理晚期垃圾渗滤液[J].水处理技术，2008，34（12）：57～61.
