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廢水中總氮處理方法范文1

（1）吹脫與汽提法吹脫與汽提法適用于含有溶解性氨氮有機氮廢水，這種方法是在高的pH值情況下，使溶解性氨氮有機氮廢水與通入廢水中的氣體充分接觸，最后靠氣體中氨的分壓與廢水中氨濃度的分壓差來推動對廢水中氨氮的去除。吹脫與汽提法需要溶解性氨氮廢水中的氨氮盡可能以氨分子形態存在，去除效果取決于pH值、水溫、水力負荷及氣水比等。氨吹脫即空氣吹脫，汽提法則利用蒸汽進行吹脫，由于汽提法所需能耗較大，而且設備維護復雜，因此主要采取空氣吹脫法來去除水中的氨氮。劉文龍等人[1]利用空氣吹脫法處理催化劑生產過程中產生的含（NH4）2SO4高濃度氨氮（平均達4300mg/L）廢水，當廢水pH值為11.5，吹脫溫度為80℃，吹脫時間為120min，氣液體積比300時，廢水中氨氮脫除率可達99.2%，采用吹脫、汽提法容易造成空氣二次污染。（2）電滲析法電滲析是一種利用施加在多對陰陽膜對之間的電壓來去除含氮廢水中氮濃度的方法。在電滲析槽中陰陽滲透膜之間施加直流電壓，當含氮廢水進入電滲析槽時，通過施加在多對陰陽離子滲透膜的電壓，使氨離子從廢水中集聚另一側的高濃度氨廢水中，從而使含氮廢水中的氨得到去除。電滲析法處理的優點是效果穩定、啟動快、操作簡便、受來水溫度及pH值等條件影響小；但該法易導致濃水和淡水串流，影響最終出水水質，故該法適用于中低濃度的氨氮廢水。電滲析技術需要氨氮盡可能以氨分子形態存在，電滲析法可將含NH3-N3000～3200mg/L廢水中的氨氮去除85%以上，同時可獲得8.9%的濃氨水，此方法在運行過程中消耗的電量與廢水中氨氮濃度成正比。（3）化學沉淀法化學沉淀法是通過向廢水中投加某種化學藥劑，使之與廢水中的某些溶解性污染物質發生反應，形成難溶鹽沉淀下來，從而降低水中溶解性污染物濃度的方法。目前主要采用向廢水中投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨鎂（MAP）沉淀的方法，以去除含氮廢水中的氨氮。徐志高等人利用投加MgCl2•6H2O和Na3PO4•12H2O生成磷酸氨鎂的化學沉淀法對處理鋯鉿萃取分離所產的高濃度氨氮廢水進行了研究，研究表明pH值對高濃度氨氮廢水中氨氮的去除及磷的殘余的影響最大，其次是n（P）∶n（N），而n（Mg）∶n（N）和初始氨氮濃度的影響較小，最終所選工藝條件為pH值=9.5，n（Mg）∶n（N）=1.2∶l，n（P）∶n（N）=0.9∶1，25℃下反應20min，靜置30min時，可將鋯鉿分離所產生的廢水中氨氮濃度由3000mg/L降至150mg/L以下，其氨氮的去除率大于95％，磷的殘留約1.1mg/L。生成的磷酸銨鎂沉淀物是一種很有價值的緩釋肥。化學沉淀法是一種技術可行、效率高的方法，很有開發前景，但要廣泛應用于工業廢水處理，還需要解決經濟問題。由于其投加藥量大，需要尋找價廉高效的沉淀劑；由于工業廢水中會存在一些有毒有害物質，需要開發MAP作為肥料的價值。（4）氧化法在強氧化劑或特殊光照作用下，可使污水中的有機物和氨分別氧化分解成CO2、N2和H2O等無害物質，達到凈化的目的。付迎春等人和王穎莉等人分別以催化濕式氧化及光催化氧化法去除氨氮，實驗結果表明，在催化氧化法中氨氮去除率可達97%以上，但是在氧化過程中，部分氨氮在氧化過程中部分被氧化成NO3，不利于總氮去除。

2生物法

生物法是指廢水中的含氮污染物在多種微生物作用下，通過同化、礦化、硝化、反硝化等一系列反應，最終生成N2，從而達到處理廢水中含氮污染物的目的。目前在生物法處理含氮廢水的新工藝中主要方法有好氧反硝化法、短程硝化反硝化及厭氧氨氧化等。生物法處理效果穩定，操作簡單，適用范圍廣，不產生二次污染且比較經濟；但占地面積大，低溫時效率較低，對運行管理要求較高。在所有方法中，對氨氮的去除率均可達到95%以上，但對總氮的去除差異非常大。朱明石等人采用升流式厭氧污泥床（UASB）-生物膜反應器建立厭氧氨氧化工藝來處理高濃度含氮廢水，當進水ρ（NH3-N）、ρ（NO2-N）、ρ（TN）分別為340.0mg/L、448.8mg/L、788.8mg/L時，其去除率分別為84.0%、93.0%、85.0%。孫艷波等人對厭氧氨氧化和反硝化的協同脫氮的進行了研究，穩定階段反應器對氨氮、亞硝氮、TN和COD的去除率分別高達95.3%、99.1%、94.0%和93.2%。結果表明，厭氧氨氧化和反硝化能協同脫氮而且效果很好。與傳統生物硝化反硝化技術相比，厭氧氨氧化技術需氧量低，不需外加碳源和中和試劑，同時可大幅度減少污泥產量，是目前已知最經濟的生物脫氮工藝；但因厭氧氨氧化的反應速度比較慢，故所需反應器容積大。目前國內在厭氧氨氧化生物脫氮領域開展的研究工作不多，為使這一具有良好應用前景的新型生物脫氮工藝在工業中得到應用，今后應進一步研究確定厭氧氨氧化的反應機理，尋求適于反應微生物的培養條件及反應器系統。雖然許多方法都能有效地去含氮廢水中的氮，但大部分目前還處于研究階段，只有幾種方法能真正應用于工業廢水的處理，因為它們必須具有應用方便、處理性能穩定可靠、適應于廢水水質及較為經濟等優點、根據目前的經驗，處理含氮廢水中的氮的主要技術有：（1）生物硝化法反硝化法除氮，即在好氧條件下，通過好氧硝化菌的作用，將廢水中的氨氮氧化為亞硝酸鹽或硝酸鹽；然后在缺氧條件下，利用反硝化菌（脫氮菌）將亞硝酸鹽和硝酸鹽還原為氮氣而從廢水中逸出。（2）氨吹脫法。（3）折點氯化法。（4）離子交換法。對于不同性質的廢水，無機氮中的氨氮廢水處理技術相對比較成熟。根據氨氮濃度的不同，廢水可劃分為三類：（1）高濃度（＞500mgNH3-N/L）；（2）中等濃度（50~500mgNH3-N/L）；（3）低濃度（＜50mgNH3-N/L）。由于以上幾種處理方法原理、影響因素、適用范圍等不同，因此，在選擇處理方法必須充分利用其特點和優勢，做到既“節能減排”又“滿足要求”。目前以上幾種處理方法中主要采用以下四種處理方法來去除廢水中的氮，但各有其特點和適用范圍，見表1。

3幾點看法

廢水中總氮處理方法范文2

進行試驗的制漿企業產能100萬t/a，商品漿產能40萬t/a。制漿原料主要為木材、廢紙和蘆葦。廢水處理系統的運行工藝流程為:廢水初沉池冷卻塔選擇池厭氧池好氧池二沉池深度處理(超效淺層氣浮系統)達標排放。該企業好氧系統長期穩定運行時，二沉池出水CODCr穩定在250mg/L以下。廢水處理系統進水CODCr保持在1250mg/L，BOD/COD為0.45，每天進水量為45000m3，進水總氮值為2mg/L，需要補充氮磷營養，經計算每天需要投加1012kg氮源，換算成尿素為2154kg，實際每天尿素用量為2100kg。在廢水處理不同時期，SN可發揮不同形態氮的協同效應，顯著提高氮的利用率。為了確定SN能夠高效地替代尿素，在產品開發階段，以廢水處理系統為研究對象，使用SN替代尿素，在廢水中含有相同量的BOD時，尿素用量按照理論營養需求m(BOD)∶m(N)∶m(P)=100∶5∶1計算，經計算，最終確定本試驗的SN總用量為原尿素用量的1/3(以尿素質量計)，即SN總用量為2100kg×1/3=700kg。試驗中使用SN時，采取逐步替代尿素的方法，即分三個階段在選擇池投加SN和尿素，最終使SN完全替代尿素。由于SN是液態，可直接泵入選擇池;尿素則需要先在尿素罐中溶解，再泵入選擇池。表1為三個階段中SN和尿素的用量。

2檢測方法

SN作為一類新型氮源藥劑，無毒無害，能夠高效少量地替代傳統氮源。目前評判SN的高效性和安全性主要為二沉池出水的氨氮濃度、二沉池出水CODCr、好氧池末端SV30(污泥沉降比)和生物相。本試驗取樣地點為初沉池出口、選擇池出口、好氧池出口、二沉池。水質檢測項目、檢測頻次和檢測方法。

3結果與討論

3.1氨氮濃度

氨氮是指水中以游離氨(NH3)和銨離子(NH4+)形式存在的氮，是微生物和水體生態植物等最易吸收利用的氮源。當水體中氨氮濃度過高時，會導致水體富營養化，對魚類及某些水生生物有害，所以工業廢水處理后需要達到一定的限值才能排放。該制漿造紙企業廢水處理氨氮濃度排放標準依據GB/T3544—2008中現有企業排放限值為10mg/L［8］，結合當地環保部門的規范，實際排放限值為8mg/L。圖1為在使用SN期間廢水處理生化系統進、出水的氨氮濃度。從圖1可以看出，SN逐步替代尿素時，在不同替代階段，其氨氮濃度呈現不同的規律。第一階段，用233kg的SN替代中試前尿素用量中的1/3(即700kg尿素)，其他氮源仍為尿素，在此階段，選擇池出水氨氮濃度比較低，平均為7.9mg/L，二沉池出水氨氮濃度波動較大。出現此類規律的原因主要為:①此階段SN僅替代了中試前尿素用量中的1/3尿素，而SN中含有部分氨態氮，剩下的為其他形態的氮，再加上初沉池廢水中的氨氮含量，導致選擇池出水氨氮濃度較初沉池廢水更高，隨著SN逐步替代尿素，選擇池出水氨氮也逐漸增大，最終趨于穩定。②SN為液體氮源，其中氮形態豐富，使用它替代尿素時，系統需要短暫的適應期，從而導致二沉池出水氨氮濃度波動較大。第二階段，用466kg的SN替代中試前尿素用量中的2/3(即1400kg尿素)，其他氮源仍為尿素，在此階段，選擇池出水氨氮濃度均值為8.9mg/L，二沉池出水氨氮濃度波動較小，呈下降的趨勢，主要原因在于系統逐步適應了SN作為氮源。第三階段，用700kgSN完全替代中試前尿素用量(即2100kg尿素)，在此階段，選擇池出水氨氮濃度均值高達12.2mg/L，高氨氮含量的主要來源為SN中的氨態氮及初沉池廢水中的氨態氮。但在此階段，二沉池出水氨氮濃度平穩，均值僅為1.8mg/L，遠遠低于排放限值標準。其結果表明，SN能夠安全地替代尿素，用量僅為原尿素用量的1/3時，二沉池出水達到排放標準。系統出水氨氮濃度穩定，即SN能夠很好地被微生物利用。

3.2CODCr去除效率

CODCr是廢水處理廠運行管理中一個重要的有機物污染指標。為使用SN中試期間，廢水處理系統CODCr的去除情況。該制漿企業廢水處理系統初沉池CODCr在1100～1350mg/L，波動不大，說明該企業廢水處理系統廢水水質比較穩定，系統不會受到水力負荷沖擊，在此情況下使用SN，避免了水力負荷沖擊的影響。從二沉池出水CODCr曲線可以看出，使用SN逐步替代尿素的過程中，第一階段和第二階段系統CODCr稍有偏高，但總體趨于穩定。當系統外加氮源全部為生物活性氮時，廢水處理系統CODCr完全低于250mg/L，期間最高為248mg/L，最低為220mg/L，平均值為238.1mg/L。就CODCr去除效果而言，第三階段，即系統外加氮源全部為SN時，CODCr去除率為80.5%，高于第一階段的79.9%和第二階段的79.4%，說明外加SN作為廢水處理系統的氮源，能夠安全地替代尿素，且能夠提高系統的處理效率。

3.3SV30SV

30是分析活性污泥沉降性最簡便的方法，SV30值越小，污泥沉降性能越好，SV30值越大，沉降性能越差，以致出現活性污泥膨脹現象。廢水處理系統中營養比例相當重要，一般細菌營養比例為m(BOD5)∶m(N)∶(P)=100∶5∶1。如果氮營養缺乏時，可能會產生膨脹現象。因為若缺氮，微生物新陳代謝過程中，不能充分利用碳源合成細胞物質，過量的碳源將被轉化為多糖類胞外貯存物，這種貯存物是高度親水型化合物，易形成結合水，從而影響污泥的沉降性能，產生高黏性的污泥膨脹［9］。當用SN替代尿素，用量僅為尿素用量的1/3時，從總氮含量上，SN總氮含量低于尿素總氮含量;但從吸收效率上看，SN更加容易被利用。圖3為逐步使用SN過程中，好氧池活性污泥的SV30變化情況。從圖3中可以看出，在第一階段，SV30與中試前的SV30(為33%)相當;當進行第二階段時，SV30偏高，但沒有出現活性污泥膨脹現象。出現SV30偏高的原因主要是活性污泥處于適應SN作為氮營養的一個過程，數據顯示，第二階段末期，SV30恢復為35%。當SN完全替代尿素時，SV30一直穩定在30%～35%，與只用尿素時相比，SV30沒有發生太大的變化。總之，尿素和SN這兩類氮營養物質，作為微生物營養時，都能夠滿足微生物的營養需求，只是SN能夠高效少量地替代尿素。圖3使用SN期間好氧池SV30的變化

3.4生物相

在使用SN逐步替代尿素期間，每天觀察好氧池活性污泥的生物相，結果為:菌膠團結構較密實，沒有發現太多從菌膠團中伸出的絲狀菌;能夠觀察到活躍的原生動物和后生動物，其中數量較多的原生動物為鐘蟲、累枝蟲和楯纖蟲，數量較多的后生動物為輪蟲。由生物相可以反映出生物處理系統運行正常，即說明SN能夠安全穩定地替代尿素。

4結論

選用生物活性氮(SN)部分替代尿素作為氮營養，應用于某制漿造紙企業的廢水處理系統，分析和總結了SN與尿素的應用特點。

4.1SN作為一種新的液態氮源

完全能夠替代傳統氮源尿素。當SN用量僅為尿素用量的1/3(質量計)時，CODCr去除效果良好，二沉池出水氨氮濃度低于標準限值排放，SV30波動不大。

4.2SN能夠高效地替代尿素

主要歸結于SN中攜帶的有機酸小分子片段，這些有機酸小分子片段充當運輸載體，運送氮源至細胞體內，促進氮源的高效吸收。

4.3SN為液態氮源

廢水中總氮處理方法范文3

【關鍵詞】煤礦廢水；生長情況；微核；生態毒性

煤礦廢水包括酸性礦井廢水、洗煤廢水、尾礦廢水等，組成成分及性質復雜，兼具有懸浮液以及膠休溶液性質，處理難度較大[1]，僅經過沉淀處理，水體中仍有大量有毒有害物質，直接排放到環境中會造成自然生態環境的破壞；種子萌芽過程易受到各類有毒有害物質影響，一些有毒有害物質可以通過食物鏈傳遞進入人體，影響人類健康[2]。因此，從生態學角度，運用高等植物研究煤礦廢水對種子萌芽階段生態影響具有重要意義。本研究按照已建立的高等植物毒理實驗方法，以淮南某煤礦廢水為例，通過蠶豆種子發芽和幼苗生長抑制情況及根尖細胞微核情況，結合該廢水水質指標，對該煤礦廢水進行生態風險監測及生態毒性評價，為煤礦廢水環境影響及生態毒性效應提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 材料來源

松滋青皮蠶豆（Vicia faba），均購置于淮南農貿市場。

1.2 實驗方法

1.2.1 采樣點的布置和水樣的采集

按照相關水質分析要求[3]，從煤礦廢水排污口開始，沿河流下游方向每隔100米設置5個瞬時水樣采樣點。各采樣點坐標：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代表采樣點編號（下同）。采用多點瞬時水樣方法進行水樣采集。每采樣點采集水樣5L于塑料瓶內，按照國家環保部（HJ493-2009）要求放于4℃冰箱中保存。

1.2.2 水質理化指標的分析

按照相關標準對采集水樣的pH、電導率、總溶解性固體、氨氮、總氮、總磷、化學需氧量、溶解氧等理化指標進行測試[3]。

1.2.3 蠶豆微核實驗和幼苗生長情況測定

取40粒籽粒飽滿且均勻的蠶豆，用0.5%NaClO溶液消毒20min沖洗后分別放入盛有各采樣點水樣的五組燒杯中，同時設一組蒸餾水對照組，在25℃下浸泡48h，蠶豆吸脹后，選取發育良好的蠶豆，在25℃溫箱中保持濕度培育7d；在蠶豆萌芽3d后，按照莫測輝等對種子萌芽評判標準[4]，逐日觀察記錄蠶豆萌發數。培育7d后，用醫用鑷子取萌芽蠶豆測其生理指標：總長、芽長、根長、總重、芽重、根重（均為鮮重）[5]。

另取上述處理吸脹后的蠶豆，按照王友保等、錢曉薇培育保存方法對蠶豆進行培育保存[12，14]，根據王躍華等對蠶豆根尖微核技術的改良[13]，將恢復后的種子從根尖頂端切下幼根放入廣口瓶中，使用由無水乙醇：冰醋酸：濃鹽酸 =1∶125∶1配制成的改良固定離析液對根尖細胞進行固定解析，用改良石炭酸品紅染液染色[14]，加1滴蒸餾水壓片觀察。每個斷面鏡檢10個根尖，測定其微核千分率（MCN‰）和污染指數（PI）， 并進行統計學處理[15]，蠶豆根尖細胞微核的識別標準同陳光榮等[18]。

1.2.4 數據處理

發芽率[5]（%）=7d發芽的種子數/供試驗種子數×100%

發芽勢[5]（%）=3d發芽種子數/供試驗種子數×100%

發芽指數[5]Gi=∑（），Gi發芽指數；Gt在t日的發芽數，個；Dt相應的發芽天數， d

活力指數[6]Vi=S×Gi，Vi活力指數；S總長；Gi發芽指數

微核細胞千分率（M CN‰）=含有微核的細胞數/觀察細胞總數×1000

污染指數根據陳光榮提出的計算方法計算[16]， 即：

污染指數（PI）=樣品微核率均值/對照微核率均值。

所有數據均取三次重復平均值，并用SPSS16.5進行相關性分析。

2 結果與討論

2.1 煤礦廢水水質特征

由表1，該煤礦廢水的水質特征為：（1）pH 值為7.81-8.30， 屬于中性或弱堿性；（2）TDS值均在559-643mg/L，電導率值在1174.22-3190.92μs/cm，符合污水綜合排放標準（GB 8978-1996）；（3）總磷含量很低，相對污水綜合排放標準（GB 8978-1996）而言總氮含量略高；（4）化學需氧量較高（87-280mg/L）；（5）溶解氧含量正常。將其與地表水環境質量標準IV類水（GB3838-2002）與污水綜合排放標準第二類污染物標準（GB8978-1996）對比（見表1）發現：符合污水綜合排放標準，水樣的電導率和可溶解性固體含量較低，且屬于弱堿性水；總氮總磷含量也遠遠低于規定值，而化學需氧量含量較高，這與程學豐等[10]研究淮南礦區礦井水水質特征及其資源化研究結果類似[7]。

2.2 煤礦廢水對蠶豆生長的影響

由表2，該煤礦區廢水對蠶豆種子萌發有明顯抑制作用。蠶豆種子的發芽指數、活力指數、發芽率和發芽勢均隨距煤礦廢水排污口的距離增大呈先升后降趨勢。W2處水樣培育的蠶豆種子的發芽指數、活力指數和發芽勢均較其它采樣點高（1.34、0.12、22%），較對照組抑制作用分別達到64.83%、60%和21.43%； W3處水樣培育的蠶豆種子發芽率最高為53.19%，較對照組抑制作用達到了41.76%。

幼苗生長過程中，煤礦廢水對其有顯著的影響，與對照組相比，表現出明顯的抑制效應（表2）。從幼苗伸長生理指標來看，蠶豆幼苗的芽長、根長以及總長基本上隨樣點分布距離增加而降低；W3培養的芽長達至峰值3.65cm，與對照組比，芽長抑制率為15.9%；W5培養的幼苗芽長最短為2.90cm，與對照組比，芽長抑制率為33.18%；W3處幼苗根長達到峰值3.75cm，與對照組比，根長抑制率為17.03%，W5培養的幼苗根長達至最低值2.88cm，與對照組比，根長抑制率為36.28%。煤礦廢水對蠶豆種子萌發及幼苗生長有明顯抑制作用，一般認為發芽抑制物質可能是鹽分、重金屬等和其它有機物等[4]。本研究中蠶豆種子各生理指數都表現出不同程度抑制。對比該煤礦廢水的水質指標（表1），分析發現，該煤礦廢水的pH值、電導率、TDS、DO、氨氮和總磷總氮均符合國家排放標準，而CODcr值略微偏高，說明該煤礦廢水中有機物含量偏高；W4（第四個采樣點）水樣的氨氮含量最高，電導率值和可溶解性固體的含量最低，表明廢水中的氨氮含量對蠶豆幼苗的生長具有抑制作用，同時，該煤礦廢水中可能含有發芽抑制物質，很可能還有有機物，劉勁松[9]的淮南潘集礦區地表水質及環境影響因素分析研究結果中關于礦業污染源的研究監測中，分析該類有機物可能為酚類、醛類和有機酸、醇等發芽抑制物質[10]。

2.3 煤礦廢水對蠶豆根尖細胞微核的影響

經過檢測發現，蠶豆根尖細胞的有絲分裂率隨距排放口增加而增加，但煤礦廢水處理的蠶豆根尖細胞有絲分裂率明顯低于對照組（有絲分裂率），表明蠶豆根尖細胞的生理活動受到了水體中污染成分的影響。W1（有絲分裂率27.2%）和W2（有絲分裂率24.5%）對應有絲分裂率明顯低于后三組的實驗結果，相比對照組分別下降了36.68%和38.23%，且W3（有絲分裂率28.3%）、W4（有絲分裂率28.6%）以及W5（有絲分裂率28.5%）的有絲分裂率較類似。這說明W1和W2水體中影響蠶豆根尖細胞的污染物含量較高，而W3、W4以及W5水樣中污染成分得到了明顯的凈化稀釋，污染物濃度已降低。將煤礦廢水對蠶豆根尖微核率與對照組對比，W1～5各采樣點的水樣引起蠶豆根尖細胞微核率分別為：0.162‰、0.156‰、0.143‰、0.135‰、0.128‰，對比對照組（微核率為0.023‰）有顯著提高。表明該煤礦廢水中含有致突變的污染物，在根尖細胞分裂期間，可誘導細胞核內的遺傳物質發生了異常變化，抑制細胞有絲分裂的正常進行，并產生微核，表現出了一定的生物毒性效應[17，18]。

2.4 煤礦廢水水質指標與蠶豆生長的相關分析

經過對水質指標與蠶豆根尖生理指標的相關性分析，TDS含量與蠶豆根長呈顯著正相關（r=0.94，p0.05）。pH與蠶豆根尖的根長、總長、芽長、根重之間相關系數分別為r=-0.80（p>0.05）、r=-0.74（p>0.05）、r=-0.71（p>0.05）、r=-0.77（p>0.05），可能表明礦區排污水的pH值會抑制蠶豆根尖生長（表1可知，水樣明顯偏堿性，可能會對蠶豆的生長產生抑制作用）。除CODcr外，其它理化指標與生理指標間均呈現出一定負相關，CODcr含量與蠶豆根尖細胞微核率呈之間顯著正相關，其相關系數r=0.97（p

3 結論

（1）該煤礦區排放的廢水符合工業污廢水的綜合排放標準（GB8978-1996）。

（2）煤礦廢水可通過對根生長影響造成對幼苗整株生長的控制，影響不同生長發育過程：主要影響萌發過程及幼苗生長過程。

（3）煤礦廢水中能誘導產生一定數量微核，從而表現出一定生物毒性，而CODcr與微核率呈顯著正相關，表明微核主要由水體中的有機物質導致。同時，這也表明蠶豆微核可用來監測煤礦廢水的有機污染。

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廢水中總氮處理方法范文4

關鍵詞：富營養化水體；濾食性底棲動物；復合生態系統；微型后生動物

中圖分類號：X171.4 文獻標志碼：A 文章編號：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

生態修復技術已成為我國富營養化水體修復的首選工藝，水濕生植物、動物凈化富營養化水體得到廣泛應用并取得良好效果[1-3]。但有關這些技術的研究主要集中在以下兩個方面：一是挺水、浮水及沉水等水生植物的凈污機理、凈污能力及其在生活污水、工業廢水及富營養化水體等污水處理中的應用研究[4-11]；二是底棲軟體動物對水體中重金屬的富集及富集機理和其在水環境檢測中的應用研究，而對底棲軟體動物的凈污能力研究主要集中在增加底棲動物投放量、補充底棲動物資源方面[12-17]，鮮有試驗研究底棲軟體動物耐污及凈污性能。

本研究選取常用于污水修復的濾食性底棲動物田螺（Cipangopaludina chinensis）、河蚌（Corbicula fluminea）和泥鰍（Misgurnus anguillicaudatu），以富營養化河水為處理介質構建6種濾食性底棲動物-菌藻復合生態系統，分別研究其對富營養化水體的凈化特性、污染物降解動力學及共生系統的微生物特性，并闡明了復合生態系統的污染物凈化機理，以期為富營養化水體的生態修復提供理論依據和工藝設計參考。

1 材料與方法

1.1 材料

本研究選用蘇南地區常見的底棲動物：田螺、河蚌和泥鰍。選取個體大小相近的底棲動物，記錄樣本指標，之后將其放入在經過曝曬的自來水中預養3 d，備用。市購容積為12 L紅色水桶6只，并依次編號Ⅰ-Ⅵ，備用。

試驗用水取自常州鳴凰河河水，并投加少量生活污水以模擬水質波動，主要水質指標見表1。

1.2 方法

在標記Ⅰ～Ⅵ水桶中分別加入10 L試驗用水并做水位標記，每天定時向水桶中添加蒸餾水至標記水位以補充蒸發損失的水分。各生態系統底棲動物放養情況如表2所示。試驗結束時，刮取適量田螺、河蚌表面的生物膜制成切片，在倒置顯微鏡（型號：XDS-200PH）下進行生物相鏡檢；泥鰍是活動的微生物載體，將泥鰍放入盛有適量蒸餾水的小燒杯中1 d，取小燒杯中的水樣進行鏡檢，以觀測附著在泥鰍表面的微小生物。

水質分析方法采用《水和廢水監測分析方法》（第四版）[18]，其中化學需氧量（Chemical Oxygend Demand，COD）檢測采用重鉻酸鉀法，總磷檢測采用過硫酸鉀消解鉬銻抗分光光度法，總氮檢測采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法，氨氮采用水楊酸-次氯酸鹽光度法。微生物相識別參照文獻[19、20]完成。

2 結果與分析

2.1 污染物去除特性分析

2.1.1 COD去除特性分析 底棲動物主要通過濾食作用直接吸收營養鹽類、有機碎屑和浮游藻類等，提高水體透明度，凈化水質。圖1為由田螺、河蚌、泥鰍構成的單種底棲動物生態系統Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ中COD降解曲線及Ⅰ中COD降解動力學曲線。由圖1可以看出，1～8 d COD降解速度較快，COD去除率達到50%左右；底棲動物大量攝食水中的懸浮物、浮游植物及游離細菌，而底棲動物的排泄物能夠促進水中懸浮物的絮凝沉淀，凈化水質。至試驗結束，單種底棲動物生態系統對COD去除效果差異明顯，其中田螺對COD去除效果較好，泥鰍次之，河蚌較差，COD去除率分別為79.9%、73.3%、69.9%。圖2為由田螺、河蚌、泥鰍構成的兩種底棲動物組合生態系統Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ中COD降解曲線及Ⅴ中COD降解動力學曲線。由圖2可以看出，1～12 d COD降解速度較快，之后COD降解速度變緩；至試驗結束，兩種底棲動物組合生態系統對COD去除效果出現差異，田螺+泥鰍組合系統對COD去除效果較好，河蚌+泥鰍組合系統次之，田螺+河蚌組合系統效果較差，COD去除率分別為84.9%、79.6%、75.7%。對比兩種處理系統對COD的去除效果，發現兩種底棲動物組合生態系統對COD去除效果優于單種底棲動物生態系統。

選取對COD處理效果較好的田螺系統、田螺+泥鰍組合系統進行COD降解動力學分析可知，COD質量濃度變化符合一級動力學模型，即COD降解速率與COD濃度呈正相關，COD濃度越高，降解速率越大。

2.1.2 總磷去除效果分析 磷是生物生長所必需的營養元素之一，但當水中的磷含量超過0.2 mg/L時，可造成藻類過度繁殖，引起水體的富營養化，使水質變壞[8]。磷主要通過微生物降解轉化作用去除，而底棲動物的攝食作用可吸收水中的磷并將其同化為自身細胞組織的一部分；或經自身的新陳代謝作用將磷排到底泥中。圖3為由田螺、河蚌、泥鰍構成的單種底棲動物生態系統Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ總磷降解曲線及Ⅰ中總磷降解動力學曲線。由圖3可以看出，1～10 d各系統總磷去除效果穩定，之后總磷質量濃度出現不同程度的波動；至試驗結束，各單種底棲動物生態系統對總磷去除效果差異較明顯，其中田螺較好，河蚌次之，泥鰍較差，其去除率分別為87.3%、79.8%、77.9%。圖4為由田螺、河蚌、泥鰍構成的兩種底棲動物組合生態系統Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ總磷降解曲線及Ⅴ中總磷降解動力學曲線。由圖4可以看出，1～6 d各組合系統內總磷去除穩定，之后各組合系統總磷質量濃度出現不同程度的波動，其中河蚌+泥鰍組合系統總磷波動程度最大；至試驗結束，各組合系統對總磷去除效果差異明顯，其中田螺+泥鰍組合系統處理效果較好，田螺+河蚌組合系統次之，河蚌+泥鰍組合系統較差，總磷去除率分別為86.3%、81.4%、75.9%。由田螺系統、田螺+泥鰍組合系統總磷降解動力學分析知，總磷質量濃度變化符合一級動力學模型。

2.1.3 總氮去除效果分析 氮是動植物生長所必需的營養元素之一，當氮含量過多時，將促進藻類等浮游生物的大量繁殖引起水體富營養化，導致水體惡臭。田螺、河蚌及泥鰍等底棲動物能通過食物鏈攝食不同水層的藻類、有機碎屑等，間接降低水中氮含量，凈化水質[21]。圖5為由田螺、河蚌、泥鰍構成的單種底棲動物生態系統Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ總氮降解曲線及Ⅰ中總氮降解動力學曲線。由圖5可以看出，隨著反應時間的增加，各生態系統中的總氮含量整體呈下降趨勢并伴有不同程度的波動，這可能與底棲動物的新陳代謝有關。底棲動物排泄物主要為氨氮、氨基酸、尿酸等含氮物質[16]，可導致總氮回升，但這并未影響各生態系統總氮降解的整體趨勢。至試驗結束，單種底棲動物生態系統中，田螺對總氮去除效果較好，河蚌次之，泥鰍較差，去除率分別為88.7%、87.1%、84.9%。圖6為由田螺、河蚌、泥鰍構成的兩種底棲動物組合生態系統Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ總氮降解曲線及Ⅴ中總氮降解動力學曲線。由圖6可以看出，兩種底棲動物組合生態系統對總氮去除穩定，去除率由高到低依次為田螺+泥鰍組合系統、河蚌+泥鰍組合系統、田螺+河蚌組合系統，去除率分別為90.5%、87.4%和85.8%。由以上分析知，兩種底棲動物組合生態系統對總氮去除效果優于單種底棲動物生態系統，且總氮波動小，去除效果穩定。

由田螺系統、田螺+泥鰍組合系統總氮降解動力學分析可知，總氮的降解符合零級動力學模型，即系統中總氮質量濃度按恒量衰減。田螺系統和田螺+泥鰍組合系統總氮降解速率為0.70 mg/（L·d）和0.79 mg/（L·d），即日總氮去除量占系統總氮含量的3%左右。

2.1.4 氨氮去除效果分析 氨氮是水體主要好氧污染物，可消耗水中溶解氧而使水體缺氧，引起底棲動物的死亡。此外，氨氮也是水體的營養素，可以為藻類提供營養源，導致水體富營養化。水中氨氮的去除主要通過微生物降解、水生植物吸收等途徑實現。圖7為由田螺、河蚌、泥鰍構成的單種底棲動物生態系統Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ氨氮降解曲線及Ⅰ中氨氮降解動力學曲線。由圖7可以看出，各單種底棲動物生態系統中氨氮去除效果比較穩定，氨氮去除效果差異不明顯，去除率依次為95.3%、96.2%和94.9%。圖8為由田螺、河蚌、泥鰍構成的兩種底棲動物組合生態系統Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ氨氮降解曲線及Ⅴ中氨氮降解動力學曲線。由圖8可以看出，河蚌+泥鰍組合系統中氨氮質量濃度波動較大，其他組合系統中氨氮質量濃度波動較小；至試驗結束，兩種底棲動物組合生態系統對氨氮處理效果具有一定差異，其中田螺+泥鰍組合系統對氨氮去除效果最好，去除率達到96.7%，田螺+河蚌組合系統和河蚌+泥鰍組合系統對氨氮去除效果差異不明顯，去除率分別為92.1%、91.9%。由以上分析可知，單種底棲動物生態系統對氨氮去除率高于兩種底棲動物組合生態系統對氨氮的去除率，且去除效果更穩定。

由田螺系統、田螺+泥鰍組合系統氨氮降解動力學分析可知，氨氮降解符合零級動力學模型。田螺和田螺泥鰍系統氨氮降解速率為0.28 mg/（L·d）和0.31 mg/（L·d）。

2.2 復合生態系統生物相分析

2.2.1 藻類生物相分析 藻類在富營養化水體中能夠快速繁殖，吸收水中的氮磷，通過光合作用合成自身營養物質釋放氧氣，是水生生態系統的初級生產者。一般情況下，藻類適量生長可以為水生生物提供充足的餌料和適量溶解氧，而且能夠凈化水質促進水生生態系統的正常運行；但藻類過度繁殖及死亡致使水質惡化，嚴重影響水生生物的生存，破壞水生生態系統。田螺、河蚌及泥鰍等底棲動物能夠攝食水中的藻類，抑制藻類生長，提高水體透明度。試驗過程中發現各生態系統中水體透明度較高，未見藻類大量繁殖，鏡檢發現各生態系統水中藻類含量較少，但田螺及河蚌表面生物膜及泥鰍表面均附著生長多種藻類。表3為田螺、河蚌及泥鰍表面附著生長的藻類。

在放養濾食性底棲動物的水生生態系統中，不僅能夠形成以控制藻類生長為中心的生態關系[22]，還可增加生態系統的物種種類和數量，完善生態系統的營養結構和功能，提高生態系統的自身調節能力，增加水生生態系統的穩定性[23-25]。

2.2.2 微型后生動物分析 細菌、真菌、放線菌及原生動物等微生物可將復雜有機物分解為簡單有機物或無機物釋放到周圍環境中，維持生態系統的平衡，是水生生態系統的主要分解者。濾食性底棲動物外表面積較大，是原生動物、輪蟲、線蟲等微型后生動物附著生長的活動載體。鏡檢發現田螺、河蚌及泥鰍表面附著生長了多種類的微型后生動物，其中田螺表面生物膜上附著生長輪蟲、線蟲、腹毛蟲等微型動物，河蚌表面生物膜附著生長變形蟲屬、圓殼蟲屬、砂殼蟲屬等原生動物，泥鰍表面附著生長了變形蟲屬、三足蟲屬、砂殼蟲屬、匣殼蟲屬、斜口蟲屬等原生動物和輪蟲（見圖9）。

微型后生動物在污水處理中起著非常重要的作用，它不但可以促進菌膠團絮凝，而且能大量吞噬游離細菌、浮游藻類或微小的有機顆粒和碎片，還能直接分解代謝污水中的部分可溶性有機物[19]。此外，原生動物和輪蟲對環境條件變化反應靈敏，常作為評價污水水質好壞的指示生物。

3 結論

1）所構建的6個復合生態系統對COD、總磷、總氮、氨氮均有較好的去除效果，去除率分別達到69.9%～84.9%、75.9%～87.3%、84.9%～90.5%、91.9%～96.6%。兩種濾食性底棲動物組合生態系統對污染物的去除效果優于單種濾食性底棲動物生態系統。單種濾食性底棲動物處理方式中，由田螺構成的復合生態系統對污染物去除效果較好，COD、總磷、總氮、氨氮去除率分別為79.9%、87.3%、88.7%、96.2%；兩種濾食性底棲動物處理方式中，由田螺和泥鰍構成的復合生態系統對污染物去除效果較好，COD、總磷、總氮、氨氮去除率分別為84.9%、86.3%、90.5%、96.6%。由動力學分析知，在分別由田螺和田螺+泥鰍所構成的2種復合生態系統中COD和總磷質量濃度變化符合一級動力學模型，總氮和氨氮質量濃度變化符合零級動力學模型。

2）各復合生態系統中的濾食性底棲動物表面及懸浮態菌膠團上附著生長了藍藻、硅藻、綠藻等多種藻類和原生動物、輪蟲、線蟲等多種微型后生動物，促進了水體中污染物的降解。在濾食性底棲動物-菌藻復合生態系統中，藻類是主要的初級生產者，濾食性底棲動物是主要消費者，菌、藻類微生物是主要分解者，三者組成了復合生態系統的主要生物群落和營養結構，所形成的這種基于共生關系的生態系統對富營養化水中的污染物質的去除主要依靠相互間的依存關系完成，以協同作用維持水生生態系統的平衡。本研究可為富營養化水體的生態修復提供理論依據和工藝設計參考。

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廢水中總氮處理方法范文5

關鍵詞：污水處理;處理效果;變化規律

中圖分類號：X7文獻標識碼：A文章編號：1672-3198（2008）11-0367-02

我國是世界上人口最多的國家，隨著城市人口的驟增、鄉村的城鎮化和人民生活水平的提高,人均需水量和總需水量不斷增加，城市污水總排放量也隨之相應逐漸增加。因而，建設大型污水處理設施集中處理城市污水是目前改善城市水環境的必要措施。近年來,我國城市污水處理設施的建設取得了巨大的進步，城市污水處理量以及污水處理率達到了很大的提高。

武漢市龍王嘴污水處理廠是世界銀行貸款污水治理項目，座落于武昌雄楚大道南側、南湖之濱的關山村，總占地約13.3公頃，工程總耗資16千萬元，設計總處理廢水能力為15萬m3/d ,服務面積34km2，受益人口36萬。該污水處理廠采用改良型A2O活性污泥法工藝，輔以化學除磷，能更有效地去除氮、脫磷，出廠水又經過氯氣消毒，使出水水質、泥質更好。本文通過對武漢市龍王嘴污水處理廠進、出水的固體懸浮物、CODcr、BOD5、全鹽量、硬度、總磷、總氮、陰離子表面活性劑及重金屬Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水質指標歷時一年的連續分析，研究了整個污水處理廠對污染物的去除效果，并選擇全鹽量、pH、總氮、總磷、CODcr、BOD5、總硬度、陰離子表面活性劑等常規指標對該廠的二級處理出水進行了一次日分析，試圖從中找出規律，以更好的指導實踐。

1 實驗部分

1.1 監測對象污水處理廠進水口、出水口水質

1.2 評價內容

根據國家《污水綜合排放標準》（GB8978-1996）、地下水質量標準（GB/T 14848-93）以及地表水環境質量標準（GB3838-2002）選擇了pH、CODcr、BOD5、SS、TS、陰離子表面活性劑、總氮、總磷、硬度以及重金屬Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se作為主要評價指標。

1.3 樣品的采集與保存

水樣采集參照國家《地表水和污水監測技術規范》（HJ/T91-2002）規定。

水樣保存參照國家《地表水和污水監測技術規范》（HJ/T91-2002）規定。

1.4 采樣與監測

采樣與監測均按國家監測技術規范的要求進行，月分析于每月中下旬對污水處理廠的進、出水進行采樣，歷時一年的連續分析，日分析則為一天內每2小時取樣一次，分析方法均按國家標準分析方法嚴格操作，具體見GB5084-92，也可參見《水和廢水監測分析方法》（第四版），中國環境科學出版社，2002年。

2 結果與討論

2.1 月分析監測結果

對嘴污水處理廠進、出水的固體懸浮物、CODcr、BOD5、全鹽量、硬度、總磷、總氮、陰離子表面活性劑及重金屬Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水質指標進行了一年監測，相關結果見表1。去除率以平均值進行計算，計算方法如下：

去除率=進水平均值-出水平均值進水平均值

監測結果表明污水經處理后，pH值、LAS、CODcr、BOD5、SS指標均已達到污水綜合排放一級標準，重金屬指標則優于該排放標準，雖未能達到地表水環境質量標準，但均符合我國地下水三類標準。其中SS的去除率為96.3%，BOD5的去除率為95.0%，LAS的去除率為91.9% ，CODcr的去除率為89.1%，可知針對以上四個指標，污水處理工藝有很強的處理能力，相比較而言，總氮、總磷的去除率以及相關處理工藝則有待提高。

2.2 日分析監測結果

2.2.1 pH值

pH值是表示水體酸堿度的指標，清潔天然水的pH值為6.5～8.5，pH值異常，表示水體受到酸堿性的污染。圖1顯示了龍王嘴污水處理廠二級出水pH值的日變化情況。

由圖1可知，污水處理廠二級出水pH值日變幅不大，且均處于6.5～8.5之間，表明該污水廠的酸堿度控制比較好。

2.2.2 總磷與總氮

磷和氮均是評價水質的重要指標。圖2顯示了污水處理廠再生水總磷和總磷的變化。

由圖2可知，龍王嘴污水處理廠總N、總P日均值分別為8.64mg/L、 0.71mg/L，變化幅度分別在8.17～9.40mg/L、 0.61～0.87mg/L之間，總體變化幅度不大。在晚上20:00～22:00以及早上8:00～10:00氮、磷的值略有提高，可能與水質來源處居民的生活作息規律相關，總體而言，龍王嘴污水處理廠對水質氮、磷含量的控制比較穩定。

圖2 總氮及總磷的變化（左：總氮；右：總磷）

2.2.3 總硬度

水的總硬度對水質以及人們的日常生活有著極為重要的影響。圖3為污水處理廠二級出水總硬度的變化情況。

圖3 二級出水總硬度的變化

由圖3可知，龍王嘴污水處理廠總硬度日均值為201.6mg/L，變化幅度在199.2～205.2mg/L之間，總硬度的總體變化幅度很小，也有可能與當日水質來源處水的總硬度較為穩定有關。

2.2.4 CODcr與BOD5

化學需氧量與五日生化需氧量是表示水中有機污染物含量的綜合指標。圖4為龍王嘴污水處理廠二級出水CODcr和BOD5的變化情況。

圖4 CODcr和BOD5的變化

由圖4可知，龍王嘴污水處理廠CODcr、BOD5日均值分別為12.46mg/L 、10.01mg/L，變化幅度分別在7.62～26.01mg/L、6.88～14.5mg/L之間。CODcr與BOD5日變化趨勢大致相同，在晚上22:00左右以及早上8:00左右兩者的值略有提高，可能是由于居民的生活作息影響到水中微生物活動所引起的變化。

2.2.5 全鹽量與懸浮物

懸浮物直接影響到水質，而全鹽量則主要是對土壤、農作物等影響更大。圖5為龍王嘴污水處理廠二級出水全鹽量和懸浮物的變化情況。

圖5 全鹽量和懸浮物的變化（左：全鹽量；右：懸浮物）

由圖5可見，龍王嘴污水處理廠二級出水懸浮物、全鹽量的日均值分別為4.0mg/L、340mg/L，變化范圍分別為2.0～9.0mg/L、310～366mg/L之間。全鹽量的日變化幅度不大，SS日分析值總體有一定的變化幅度，在下午16:00以及早上8:00、10:00總體SS值偏大，如果考慮管網系統

匯流的滯后性，高峰期總體與當地居民飲食時間相近。

2.2.6 陰離子表面活性劑

陰離子表面活性劑也是廢水中主要的污染物之一。陰離子表面活性劑容易形成泡沫覆于河面，從而影響水質，影響水生物的生長以及人體的健康等等。圖6顯示了龍王嘴污水處理廠二級出水LAS值的變化。

圖6 陰離子表面活性劑的變化

由圖6可知，龍王嘴污水處理廠陰離子表面活性劑日均值為1.019mg/L，變化幅度在0.800～1.578mg/L之間。在早上8:00～10:00含量比其他時間的含量要高，這一變化主要與生活污水來源處居民的生活作息時間息息相關，經處理后二級出水LAS的值還未能達到國家地下水和地表水環境質量標準，對這一方面的處理有待進一步加強。

3 結語

（1）對龍王嘴污水處理廠的進、出水的監測表明，進水懸浮物、CODcr、BOD5、LAS的含量較高，是污水處理中的重點。在實際運行中，該廠對SS、BOD5、LAS、CODcr的去除率達90％，效果較好。但對于總磷、總氮的處理則有待加強。出水重金屬指標均可達到國家地下水和地表水的Ⅰ類、Ⅱ類或Ⅲ類標準，對于重金屬指標可根據污水排放用途進行適當的處理。

（2）通過對幾項常規指標進行的日分析研究表明，出水的水質日變化較小，CODcr、 BOD5、LAS變化規律與居民作息時間有關，而其他幾項指標變化不大。

參考文獻

［1］周啟星,黃國宏.環境生物地球化學及全球環境變化［M］.北京:科學出版社,2001.

［2］楊偉紅.城市污水處理廠建設對區域水環境改善效果評價［J］.鄭州工程學院學報,2003,24(1):84-86.

廢水中總氮處理方法范文6

關鍵詞：垃圾填埋場；滲濾液；生物膜；鐵碳微電解

1垃圾滲濾液分類與特點

城市垃圾填埋場滲濾液是一種成分復雜的高濃度難降解有機廢水。由于其成分復雜，濃度變化范圍大，處理困難，傳統的生物處理方法雖能取得一定的處理效果，但廢水處理后依然含有大量環烷烴、羧酸類、酯類以及苯酚類等有害污染物質[1]。

依據填埋時間將滲濾液分為早期和中晚期，填埋齡在3～5年以內的稱為早期滲濾液，其中易生物降解的揮發性脂肪酸含量較高，一般可占總有機碳的60%～70%，BOD/COD比值一般在0.4～0.8，氨氮濃度為500～1000mg/L左右。填埋齡超過5年后，滲濾液易生物降解的有機物比例會明顯下降，稱為晚期滲濾液，其BOD/COD比值一般為0.1～0.2，氨氮濃度反而增高。我國垃圾填埋場晚期滲濾液的水質數據見表1[2]。

針對晚期滲濾液水質特點，中山市環保實業發展有限公司設計研發了一套中試處理系統，利用改良型的聚氨酯與生物酶作為生物膜法的填料，通過自主研發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處理膜。同時利用鐵碳-芬頓氧化技術降低COD及色度，通過活性污泥法去除COD，最終使各項出水指標達到規定標準。該項目涉及的生物膜法硝化/反硝化脫氮工藝、活性污泥法去除COD工藝、鐵碳-芬頓氧化工藝在國內外均有良好的研究基礎和應用效果[3～6]。通過羅定市垃圾填埋場晚期滲濾液的現場處理試驗，并對處理系統進行改良和工藝改進，垃圾滲濾液能夠得到很好的處理，在實際工程中發揮良好的作用。

2材料和方法

2.1試驗裝置及運行條件

試驗中所用裝置為本公司設計研發的一套新型組合工藝系統，包括自動加藥系統、生化反應部分（生物脫氮池、活性污泥反應器）、物化反應部分（鐵碳-芬頓反應池、混凝沉淀池、濾布濾池）等。其中，生物脫氮池采用生物膜法，以改良型的聚氨酯與生物酶作為填料，利用硝化反硝化反應進行脫氮。活性污泥反應器為本公司研發的一體化生化反應器，集好氧沉淀于一體。

整套組合工藝系統均安置在羅定市垃圾填埋場滲濾液處理站內，室內運行環境溫度為（25±3）℃，嚴格控制生化反應部分的好氧厭氧環境及各反應器的試驗條件。

2.2藥劑投加及試驗用污水

試驗安裝了一套自動加藥系統，包括酸堿、雙氧水及PAM等。通過控制酸堿及雙氧水的投加，使鐵碳-芬頓反應在酸性條件下與廢水進行充分反應。通過控制酸堿及PAM的投加，使混凝沉淀池在中性或堿性條件下對廢水進行固液分離。

試驗污水取自羅定市垃圾填埋場晚期滲濾液，其水質情況為COD：1590.9～1790.7mg/L，NH3-N：808.1～894.7mg/L，TN：895.9～944.4mg/L。

2.3污泥接種培菌

接種污泥來自羅定市第二生活污水處理有限公司的一體化氧化溝工藝剩余污泥。對于生物脫氮池，污泥預先通過培養和馴化，再投加到生物膜處理系統中進行掛膜，投加本公司自主研發的高效硝化菌和反硝化菌，并在廢水中馴化生長，形成含高活性硝化菌和反硝化菌的生物處理膜；活性污泥反應器接種污泥至污泥濃度（MLSS濃度）3.5g/L，并馴化活性污泥，直至污泥轉棕黃色時連續進污水（進水量逐步提高），培養過程中投加本公司研發的去COD及脫色度的菌種，觀察活性污泥生長情況，定期檢測水質及污泥鏡檢，直至污泥中微生物已能較好地適應污水水質。

2.4水質分析方法

COD、氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、總氮、pH值的分析方法依據《水和廢水監測分析方法（第四版）》（中國環境科學出版社）[7]。

3結果和討論

3.1生物脫氮反應效果

當進水量為0.5m3/h時，氨氮和總氮的去除率均超過98%，隨著水量增大，去除效率也相應降低，當水量增加到1.2m3/h時，氨氮和總氮的去除率仍可達96%以上，出水氨氮降至17mg/L以下，總氮降至31mg /L以下。水量繼續加大，去除率下降明顯（圖1、2）。

研究表明，生物膜的硝化速率受COD負荷變化的影響小，使得生物脫氮池對COD負荷的變化具有較強的緩沖能力[3]。

3.2鐵碳-芬頓反應處理效果

將進水流量控制在1.0～1.2m3/h，反應時間60min，并向鐵碳-芬頓反應系統進行微曝氣，考察pH值及H2O2濃度的變化對鐵碳-芬頓反應效果的影響。

3.2.1pH值對反應效果的影響

投加27.5%的雙氧水，投加量為2kg/m3，進一步研究pH值對鐵碳-芬頓反應效果的影響。如圖3，pH值為2～4時，COD去除率達到80%，大大提高滲濾液的可生物降解性能[8]，為后續活性污泥法處理滲濾液提供了良好的生化基礎。當pH值大于4時，COD去除率呈現明顯下降的趨勢。

3.2.2H2O2濃度對反應效果的影響

將pH值控制在3～4，進一步研究H2O2投加量對鐵碳-芬頓反應效果的影響。如圖4，隨著H2O2投加量的加大，COD去除率也顯著提高，當H2O2投加量增加到2kg/m3時，COD去除率達到最大。繼續加大H2O2投加量，COD去除率變化不明顯，過量的H2O2還會殘留至后續活性污泥反應器，影響污泥活性。

3.3后續生化處理效果

鐵碳-芬頓反應處理后的滲濾液經過混凝沉淀，進入活性污泥反應器，污泥濃度控制在4.5g/L左右，溶解氧為2～4mg/L。經過現場的中試試驗，進水流量控制在1.0～1.2m3/h，出水水質指標見表2。

4結語

（1）通過中試處理實驗，生物膜脫氮反應器對滲濾液具有高效的硝化反硝化脫氮效果，進水量在10～12m3/h時，出水氨氮降至17mg/L以下，總氮降至31mg/L以下。

（2）滲濾液進水流量控制在10～12m3/h，利用酸堿自動加藥系統，將pH值維持在3～4，投加H2O2的量為2kg/m3，反應60min，滲濾液COD降至320～350mg/L，大大提高了滲濾液的可生物降解性能，為后續活性污泥法處理滲濾液提供了良好的生化基礎。

（3）后續利用活性污泥反應器處理，經過濾布濾池消毒后的出水水質達到《生活垃圾填埋場污染控制標準（GB16889-2008）》的排放標準。

（4）利用本公司研發的新型組合工藝，垃圾滲濾液能夠得到高效處理，并在實際工程中發揮良好的作用，具有廣闊應用前景。

參考文獻：

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[7] 國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法（第四版）[M].北京：中國環境科學出版社，2002.

[8] 郭鵬，黃理輝，高寶玉，等.鐵碳微電解-H2O2法預處理晚期垃圾滲濾液[J].水處理技術，2008，34（12）：57～61.