毕业论文河涌污水氨氮去除研究

I 目目 录录 1 绪论1 1.1 题目背景及目的.1 1.2 国内外研究状况.2 1.2.1 底泥生态疏浚2 1.2.2 河道曝气技术4 1.2.3 水生植物恢复技术.5 1.2.4 微生物修复技术.6 1.2.5 生物膜法.8 1.3 题目研究方法和研究内容.9 2 材料与方法.10 2.1 试验材料与仪器设备.10 2.1.1 试验装置10 2.1.2 曝气设备10 2.1.3 生物基.12 2.1.4 复合优势菌12 2.1.5 实验仪器设备.13 2.2 实验方法13 II 2.3 水质分析方法.14 2.4 生物分析方法.14 3 生物基挂膜和模拟河涌阶段试验研究15 3.1 生物基挂膜阶段试验研究15 3.1.1 生物基挂膜启动过程和条件15 3.1.2 生物基挂膜阶段CODCR的去除效果分析.16 3.1.3 生物基挂膜阶段 NH3-N 的去除效果分析.16 3.2 模拟河涌阶段试验研究.20 3.2.1 河涌治理模拟试验条件.20 3.2.2 模拟河涌阶段CODCR的去除效果分析.169 3.2.3 模拟河涌阶段 NH3-N 的去除效果分析.20 4 生物相分析.20 4.1 生物膜的表观分析24 4.1.1 生物基挂膜过程的表观变化分析24 4.1.2 不同段的生物膜表观分析25 4.2 生物膜的微型生物多样性26 4.2.1 藻类计数与多样性分析26 4.2.2 原生动物计数与多样性分析.27 III 5 氨氮的转化去除机理分析.29 5.1生物相与氨氮转换去除的关系29 5.1.1 生物基挂膜阶段的影响29 5.1.2 水力条件的影响29 5.2 三态氮的转化关系30 结论.31 参考文献32 致谢.34 1 1 1 绪绪 论论 1.1 题目背景及目的题目背景及目的 珠江三角洲有大小河涌1000多条，这些河涌历来是排涝、纳污等的主要通道 2。自20世纪80年代以来，随着经济的高速发展和区域开发强度和范围的不断扩 大，使得当地人口剧增，城市化加快，工业废水和城市生活污水排放量的不断增 加，超过了河流自净能力，致使部分河流水体污染日趋严重。尤其是流经城镇的 河涌水长年黑臭，逐年淤积，严重影响了市容市貌和市民的生活环境，也给自然 生态造成破坏，已成为三角洲河网地区区域社会经济可持续发展的主要制约因素。 因而调查研究城镇污染河水的特征，探讨河涌污染修复的对策，对保护水资源和 防止珠江三角洲河涌的进一步污染具有重要的战略性意义。 城市河涌污染后的共同特点为：大量超过水环境容量和自净能力的污染物存 在于水体中，溶解氧浓度降低甚至为零，水体出现黑臭、富营养化现象，鱼虾等 水生生物种类锐减甚至绝迹面目，水体的原有的生态平衡被严重破坏，水体原有 的功能衰退甚至丧失。城市河涌整治的目标就是要消除水体的黑臭现象，改善河 涌的水质，恢复原有水质功能，建立河涌新的生态平衡，最终实现水生态环境的 可持续健康发展3。 自20世纪90年代末，广州市已经开始整治河涌水环境，2001年广东省委、省 政府更是提出了从2003年开始，“一年初见成效、三年不黑不臭、八年江水变清” 的目标。广州、深圳、佛山、珠海、中山、东莞、江门等城市都制订了城市污水 治理规划，投入大量资金，但效果不甚显著，城市河涌、河道依然黑臭。 近年来，研究学者提出“生态治河”的理念，认为只有实现河涌生态系统的 恢复，才能彻底的修复污染河涌的水环境，其核心内容就是利用微生物降解河流 中的有机物和有害有毒物质，恢复河流的水质，通过生态工程恢复河流的生态平 衡。微生物修复技术、生物膜技术、水生植被恢复工程是河流生物-生态修复的 主体技术，是河流整治的主导技术，也是目前河流整治领域的主要研究热点。现 代河流整治的理念是要实现河流的生物-生态修复，国内外专家经过多年的探索， 取得了很多令人鼓舞的成果，但是由于河流生态系统的复杂性，这些技术在应用 过程中还存在很多的问题，有待进一步研究，提高治理效率，降低治理成本。 本研究提出以生物基为载体并投加复合优势菌的生物原位修复技术，治理污 染河涌。虽然已有研究学者应用诸如阿科蔓生物填料对低污染河流、湖泊的污染 2 防治进行了研究，但是以生物基再投加复合优势菌治理污染程度较高的内河涌的 研究报道在国内尚未发现，而且本项目采用的生物基成本约为阿科蔓填料的 1/10，将可以降低内河涌治理的成本。 本研究来源于广东省科技计划项目市镇河涌生态环境修复与水质恢复技术 研究及其示范工程（2005B33301007），研究开发一种经济、实用的河涌生物 修复技术，并探索其修复的机理。 1.2 国内外研究状况国内外研究状况 城市河涌生物生态修复技术包括生物修复技术、生态修复技术和生物生 态修复复合技术。 生物修复技术主要有：河涌内，包括坝、坡前的河道内增氧技术；用于改善 或处理河流水质的河道傍侧工程、河道底部工程；直接向河道内投放特效菌种、 高效菌种或利用特种、高效菌种直接净化河流水质的工程技术等。 生态修复技术主要包括：生态护岸工程、生态堤防工程、人工湿地工程等； 水生植物修复技术、水生动物修复技术，生物增殖、放流技术，人工产卵场、越 冬场、育幼场、回游通道等。 生物生态修复复合技术包括：微生物修复与植物、动物修复复合技术；微 生物修复与生态河岸、生态堤防复合技术；生态、生物修复与保育、管理技术复 合；河道内生态修复与河道外湿地修复技术复合；陆地水土保持、生态修复与河 流生态修复技术复合等5。 1.2.1 底泥生态疏浚 污染河涌大多都存在大量的底泥淤积，底泥是河道污染物长期累积的载体， 主要含有重金属和有机物等污染物，当外来污染源得到改善（如截污）或水体受 到外来扰动，底泥污染物会开始向上覆水体释放、输送，造成上覆水体污染（内 源污染） 。底泥疏浚是控制河流内源污染的重要工程措施之一。 生态疏浚是工程、环境、生态相结合的修复技术。其目的是通过底泥的疏挖 去除湖泊底泥所含的污染物，清除污染水体的内源，减少底泥污染物向水体的释 放，并为水生生态系统的恢复创造条件。生态疏浚的先进性充分体现在它和工程 疏浚的区别当中：前者为生态修复工程，在重污染区、水源地等局部区域，即符 合无风险环保安全要求的场地，于最佳施工期(生物休眠期)进行的清洁生产工艺， 注重生物多样性和物种保护，疏浚后基底为后续生物修复创造条件；后者为扩大 湖泊库容、开挖土方的物理工程。 3 湖泊疏浚已有数十年历史，在国外，一些发达国家和地区从20世纪70年代就 开始致力于环保疏浚技术的开发和设备的研制，荷兰投资1.1亿美元治理 Kelemeer湖，疏浚了350hm3的污染底泥，是西欧最大的环保疏浚工程；瑞典投 入了大量的人力物力治理Trummen湖，通过底泥疏浚最终使湖水的磷含量减少了 90%，平均生物量从75mg/L减少到l0mg/L；美国在伊利湖和安大略湖南部、匈牙 利在Balaton湖等湖泊也进行了较大规模的湖底疏浚；另外在马萨诸塞州的New Bedfold港，疏浚有效地消除了沉积物PAHs和重金属释放。为了防止沉积物在湖 底的大量淤积，美国每年疏浚底泥约1500万m3，德国汉堡港每年疏浚底泥约90万 m3。 我国也在多处湖泊开展了底泥疏浚工程，如太湖、杭州西湖、滇池、安徽巢 湖、南京玄武湖、长春南湖、南昌八一湖、广州东山湖和麓湖等。这些疏浚工程 在其它措施的配合下，多数缓解了水域的污染状况。如，滇池的草海。草海位于 滇池北部，是滇池污染最严重的水域，年排人污水量达7000多万t，污染底泥中 氮含量0.632.43 ，磷含量0.040.41。1998年4月1999年2月完成了 草海底泥疏浚的一期工程，疏浚工程量达400万m3，疏浚面积4.617km2。通过底泥 共去除TN 39600t ，TP 7900t，分别是外源治理工程每年削弱氮、磷污染物的5.9 倍和7.0倍。一期工程实施后，草海水质有了明显的改善，BOD和COD分别降到了 12.5mg/L和5.6mg/L。又如杭州西湖，其底泥淤积问题比较突出，疏浚前湖底淤 积厚度已达2.2m，而且底泥中富含氮、磷营养物质。19541958年疏浚底泥720 万m3，。19781988年疏浚污泥26.8万m3，现每年疏浚2万m3软泥，作常年维护 性疏浚。通过这些疏浚，在一定程度上减少了西湖的氮、磷内负荷。 也有些湖泊的疏浚工程在施工前未经过科学缜密的分析和计算，效果不佳。 如南京的玄武湖和宁波的月湖。究其原因，主要有以下几类 ：未有效控制内源， 致使疏浚效果难以维持；疏浚深度控制不当，使深层的污染物释放；原有生态系 统受破坏，引起不良生态反应。疏浚范围不当，使疏浚区易被未疏浚的淤泥覆盖 11。 疏浚有着见效快，并能够增加湖、库水体容量或提高河流过水能力及夹沙能 力等优点，但也存在着一些不足，限制了其大规模的推广： (1)治理费用昂贵。底泥生态疏浚的费用是相当惊人的，像五大湖的Hamilton 湾 ，其污染中心区就需2千万美元，全部治理要40亿美元。而疏浚底泥的后续资 源化处理费用甚至比疏浚费用还高，如Hamilton湾的疏浚费用大约是达到70美 4 元m2，而底泥的生化处理费用要350美元m 、焚烧方案的费用竟超过了500美 元m 。因此进行底泥生态疏浚的范围和规模是十分有限的，从而影响了疏浚技 术的应用和湖泊富营养化治理的效果。 (2)生态疏浚的精度和准确度要求较高。生态疏浚是精密的薄层疏浚，主要是 挖走底层表面的污染层和部分过渡层的沉积物，疏挖不当会导致底质中原有生态 系统的破坏，从而使水质更加恶化。 (3)生态疏浚产生的淤泥还需要进一步处理。疏挖的底泥若处理不当将可能再 次污染水体。目前提倡将生态疏浚和资源化利用相结合，但在对底泥进行资源化 利用时也需考虑去除底泥中污染物质的问题13。 1.2.2 河道曝气技术 河水中溶解氧的含量是反映水体污染状态的一个重要指标，受荇染水体溶解 氧浓度变化的过程反映了河流的自净过程。当水体中存在溶解氧时，河水中的有 机物往往为好氧菌所分解，使水中溶解氧含量下降，浓度低于饱和值，而水面大 气中的氧就溶解到河水中，补充消耗掉的氧 如果有机物含量太多，溶解氧消耗 太快，大气中的氧来不及供应，水体的溶解氧将会逐渐下降，乃至消耗殆尽，从 而影响水生态系统的平衡。当河水中的溶解氧耗尽之后河流就出现无氧状态，有 机物的分解就从有氧分解转为无氧分解，水质就会恶化，甚至出现黑臭现象。此 时，水生态系统已遭到严重破坏，无法自行恢复。由此可见，溶解氧在河水自净 过程中起着非常重要的作用，并且水体的自净能力直接与曝气能力有关。 河道曝气技术是根据河流受到污染后缺氧的特点，人工向水体中充人空气 或氧气)，加速水体复氧过程，以提高水体的溶解氧水平，恢复和增强水体中好 氧微生物的活力，使水体中的污染物质得以净化，从而改善河流的水质。曝气复 氧对消除水体黑臭的良好效果已被实验室实验与河流曝气中所证实。其机理是进 入水体的溶解氧与黑臭物质（如H2S，FeS等还原性物质）之间发生了氧化还原反 应。张明旭等对苏州河进行的实验室人工曝气复氧研究和动力学学分析结果表明： 即使严重黑臭的水体，在有氧条件下20h后臭味基本消除，水体颜色明显改观， COD、BOD5都有大幅度（30%50%）降低。通过复氧，可以使天然水体逐步恢 复自然的生态功能，最终消除黑臭污染的目的。 根据国外河道曝气的工程实践，河道曝气一般应用在以下两种情况：第一种 是在污水截流管道和污水处理厂建成之前，为解决河道水体的有机污染问题而进 行人工充氧，如德国莱茵河支流Emscher河的情况。第二种是在已经过治理的 5 河道中设立人工曝气装置作为对付突发性河道污染的应急措施。突发性河道污染 是指连续降雨时，城市雨污混合排水系统溢流，或企业因发生突发性事故排放 废水造成的污染。另外，在夏季，困水温较高，有机物降解速率和耗氧速率加快， 也可能造成水体的溶解氧降低 以上两种情况发生后，进行河道曝气复氧是恢复 河道的生态环境和自净能力的有效措施。 河道曝气复氧技术作为一种投资少、见效快的河流污染治理技术已经在很多 国家得到应用。20 世纪五六十年代起，英、德、美等发达国家就开始利用河道曝 气技术治理河道污染。英国的 Thames，德国的 Ruhr、Emshcer 与 Saar 河，澳大 利亚的 Swan 河、Canning 河和美国的 Homewood 等河流就先后利用河道曝气技 术明显的改善了河流的水质。河道曝气技术在国外应用已非常成熟9。 近年来，我国一些大中城市也进行了一定规模的河道人工曝气复氧试验。上 海市在苏州河环境综合整治一期工程中建造了一艘充氧能力为 150m3/h 的充氧船 （“沪苏曝氧号” ） ，实测结果表明，该船在夏季可使苏州河水体增加 0.56mg/L 的 DO，在冬季增加 0.61mg/L；充氧时的有效影响范围可以到达下游 1200- 1500m，能够对黑臭现象有较明显的改善15。此外，北京的清河环境改善曝气工 程、上澳塘和新泾港的曝气工程、重庆的桃花溪曝气措施等，都取得了较好的治 理效果7。 河道曝气技术是近年来国内外治理河流污染的有效工程措施，能在较短的时 间内对河道的黑臭现象有明显的改善。研究表明，河道曝气技术会受到温度、水 体微生物与水的混合程度、微生物活性等的影响，因此，河道曝气技术的应用要 充分考虑污染水体的特征，并结合一些生物方法以提高其效率。目前，关于河道 曝气技术的研究主要集中在研制新型的充氧设备，高现代化的曝气船，提高充氧 效率，降低曝气的成本。 1.2.3 水生植物恢复技术 大部分水生高等植物都有发达的根系，能够吸收利用水体中的营养物质和有 害物质，同时，根系也寄居着众多的异养微生物，通过微生物的同化及异化作用 去除水中的有机污染物。20 世纪 60 年代，欧洲和北美的学者就开始研究植物的 生物降解污染物的研究，开发投资少，治理效果好的水生植物人工湿地污水处理 系统。很多研究表明，在水体中种植合适的水生植物，可以大量吸收去除水体中 的 N、P 等营养物，降低水体的营养物负荷，大大提高水质。国内，王旭明等研 究了水芹菜对污水的净化能力，发现水芹菜对污水中 N、P、COD 具有明显的 6 去除效果，水质明显改善污水水质，且净化率随温度的升高而增加，作用后的水 质变清，悬浮物减少，透明度增加。 河岸的水生植被恢复在河流污染治理中越来越受到专家学者的关注21。丹麦 于 1998 年开始实施了一个国家性的河流湿地修复项目，旨在通过湿地植物的作 用改善河流的水质。在我国，人工湿地的研究起步较晚，1988 年北京昌平人工湿 地试验是首例对人工湿地植物净化技术进行的系统性研究。1998 年初建成的成都 活水公园通过栽培菖蒲、芦苇、茭白、香蒲、伞草、马蹄莲、凤眼莲、浮萍、睡 莲等近 30 种适合本地种植的湿地植物，由此形成含有高、低等生物的生物群落， 构建人工湿地塘床系统修复公园水体。监测结果表明，活水公园人工湿地塘床系 统的出水水质达到了类水水质标准，成功修复了污染的公园水体。 水生植被修复技术作为一种生态修复技术，对于污染河涌的生态系统重建起 着关键的作用，可以达到水质生态的全面恢复，而且治理成本较低，选择具有观 赏性的植物还可以美化水体，在河涌治理中具有广阔的应用前景，近年来吸引了 国内外很多的研究学者。目前，国内外研究的热点集中在去污能力强的水生植物 的筛选、植物耐污能力的研究、水力条件对植物的影响、植物生物床的构造等。 1.2.4 微生物修复技术 微生物修复技术主要是通过水体中微生物的作用，人为地创造出一个有益微 生物生存的水环境，使河水最大程度恢复其原有的自净能力，使污染物就地降解 成 H2O、CO2或转化成无害物质。 水体中的微生物不同种群的数量多少、生长状况对水质影响很大。Aurelie Cebron 就研究了法国的塞纳河下游的硝化和反硝化菌群对水体中 N 转化去除的影 响23。河道生物修复技术可通过直接向水体投加优势生物菌种来降解水中特种污 染物，也可以向水体投加生物促进剂以促进土著微生物的自然降解功能。 （1）土著微生物。由于微生物的种类多、代谢类型多样， “食谱”广，凡自 然界存在的有机物都能被微生物利用、分解。天然水体和土壤是微生物的大本营， 存在着数量巨大的各种各样的土著微生物，在水体遭受有害有毒的有机物污染后， 可出现一个天然的驯化选择过程，使适合的微生物不断增长繁殖、数量不断增多。 土著微生物降解污染物有着巨大的潜力，因此在微生物修复工程中要充分发挥土 著微生物的作用。 向受污染水体中投加无毒且不含菌种的可促进土著微生物生长的制剂，来达 到水体修复目的的文法，称为“激活法” 。生物激活剂中一般含有多种可降解 7 污染物的酶，以及可以促进微生物生长的有机酸、微量元素、维生素等成分。这 些物质的加入 ，可以明显提高土著微生物的活性和加速生物的演潜，并直接依 靠酶的作用和微生物的生长代谢达到微生物降解的目的24。 上海市徐汇区环保局应用研究美国 Probidic Solution 公司的 Bioenergizer 水 体净化促生剂在徐汇区上澳塘的一段河道内进行了试验25。试验表明，处理后水 体消除黑臭，CODcr降为 30mg/L，去除率为 50%左右；BOD5 降为 10mg/L 左右， 去除率为 70%左右。盛彦清26等利用人工复氧技术并投加生物制剂及底泥改良剂 等，对严重富营养化的湖泊水和黑臭河涌进行了生物修复试验，发现 CODCr、TN 和 TP 等污染物含量降幅可达到 70%左右，水质有了很大的改善。 （2）高效优势菌群。在天然受污染的环境中，当合适的土著微生物生长过 慢，代谢活性不高，或者由于污染物毒性过高造成微生物数量反而下降时，我们 可人为投加一些适宜该污染物降解的与土著微生物有很好相容性的高效优势菌。 目前用于修复的高效降解菌大多是多种微生物混合而成的复合菌群，通常含 有光给细菌、酵母菌、乳酸菌、放线菌、硝化菌等多种微生物。 光合细菌是一种独立营养微生物，以光和热为能源，以乳酸为基质，在光合 作用中大量分解吸收 H2S 等有害有毒物质，抑制好氧病菌的繁殖，并分泌大量的 糖类、氨基酸、维生素等多种生理活性物质，以促进放线菌、固氮菌等微生物的 生长，对促进生物生长和净化环境起着十分积极的作用。 乳酸菌可摄取光合细菌、酵母菌产生的糖类物质，产生乳酸，分解常温下不 易分解的木质素和纤维素，并转化成对动植物有效的养分，且乳酸具较强的杀菌 能力，有显著抑制有害微生物活动和促进有机物腐败分解的作用。 酵母菌是重要的营养功能性菌，可对水体中各种有效养分进行合理的转化和 高效率吸收，且为其他生物提供高质量的营养物质和生理活性物质。 放线菌能摄取光合菌产生的氨基酸等有机物，生成简单的有机质 H2O，其突 出功能是产生大量的抗生素，起到调节微生物区系、抑制病原菌和控制病害发生 的作用。 各种微生物在其生长过程中产生的有用物质及其分泌物质，成为微生物群体 相互生长的基质和原料，通过相互间的这种共生增殖关系，形成了一个复杂而稳 定的微生物系统，发挥多种功能19。 利用高效优势菌修复污染水体，在国内外也有不少的成功例子。日本的专家 F.Kobayashi就在底泥中分离培养出一种可以高效降解苯酚的菌种，并利用该 8 菌种治理污染水域，进行了生物修复研究。国内的王玮28等通过向污染河流投加 有效微生物菌群（Effective Microorganism）的方法，有效降解了河水中 COD、N、P，消除河流黑臭，提高了河水的透明度。李捍东等29利用EM对广西南 宁某污水塘进行了水体净化试验，在考察污染水体pH值、水温等环境因素对EM影 响的基础上，较系统地研究了EM技术对池塘水体各项主要污染指标的去除性能。 结果表明，BOD5的去除率达70.7%，CODcr去除率在60%以上，对氮、磷的转化去 除可达75%以上，各项污染指标已达到GB12941-91景观娱乐用水C类水质标准。 1.2.5 生物膜法 生物膜法是指用天然材料（如卵石） 、合成材料（如纤维）为载体，在其表 面形成一种特殊的生物膜，生物膜表面积大，可为微生物提供较大的附着表面， 有利于加强对污染物的降解作用。 生物膜技术具有较高的处理效率，有机负荷较高，接触停留时间短，占地面 积小，投资少。因此，非常适合于城市中小河流的直接净化。可采用的方法主要 有:人工合成填料接触氧化法、薄层流法、伏流净化法、砾间接触氧化法、生物活 性炭净化法、生物廊道等17。 日本、韩国及一些欧美国家都有使用生物膜技术对江河大水体修复的工程实 例。位于日本江户川支流坂川古崎净化场，是采用生物膜方法对河道水体进行修 复的典型工程30。其原理是利用卵石接触氧化法对水体进行净化。古崎净化场建 在江户川的河滩地下，充分节省了土地，是地下廊道式的治污设施。水净化场结 构十分简单，主体结构是高 45 m，长 28 m 的地下矩形廊道，内部放置直径 l540 cm 不等的卵石用水泵将河水泵入栅形进水口，经导水结构后水流均匀平 顺流人甬道。另外有若干进气管将空气通人廊道内。 净化作用主要由以下 3 方面组成：1)接触沉淀作用，污水经过卵石与卵石问 的间隙，水中的漂浮物触到卵石即沉淀；(2)吸附作用，由于污染物自身的电子性 质，或由于卵石表面生物膜的微生物群产生的粘性吸附作用；(3)氧化分解作用， 卵石表面形成一种生物膜，生物膜的微生物把污染物作为食物吞噬，然后分解成 水和二氧化碳。 从监测结果来看，进入古崎净化场的BOD为23mg/L、SS为24mg/L、氨为 7.6mg/L，经净化后，出水BOD为5.7g/L、SS为9.1mg/L、氨为2.2mg/L，水质变化 十分明显。 我国也有利用生物膜技术净化河流方面作了一些试验研究。唐玉斌31等利 9 用针状球形填料的生物膜工艺对上海华东理工大学校园的青春河河水进行了试验 研究。上海市区的北新泾港、张家塘、漕河泾港也采用了生物膜技术进行过修复 研究。 生物膜法多是作为一种异位修复方法应用，其建设运行成本也较高。近年来， 研究学者们在治理城市景观水体、富营养化湖泊时，尝试直接向水体投加诸如阿 科曼之类的生物填料进行原位修复，水体的微生物在生物基上生长形成生物膜， 通过直接的接触氧化降解河水中的污染物，取得了不错的治理效果。 1.3 题目研究方法和研究内容题目研究方法和研究内容 本研究通过建立中试规模的河涌模拟系统，采用“生物基+复合优势菌”技 术处理污染黑臭水沟污水，研究生物基的挂膜过程中污染物的去除规律，生物相 的变化规律，并通过相关性分析揭示本技术治理河涌的技术可行性，为本技术的 推广应用提供理论和技术借鉴。 研究的主要方法是通过制造一个长、宽、高分为 13m、12.5m、1.25m 的长方 形池体，模拟河道系统形态。在池底固定生物基，并投加复合优势菌，用微孔软 管曝气圆盘提供足够的溶解氧，从而使得微生物可以在生物基上挂膜。通过微生 物的氧化分解作用，处理黑臭水沟污水，降解水中污染物，改善污水水质。 主要的研究内容如下： （1）测试DO、pH、CODCr、BOD5、NH3-N、NO2-N、NO3-N、TN、TP各 水质指标的变化及观察填料生物相变化。 （2）跟踪分析填料生物相，从挂膜初期到稳定运行整个过程的变化，并根据 各水质指标在这个过程中的相应变化，分析各污染物的转化和去除与生物相中微 生物种类数量变化的关系。 （3）分析河涌污水NH3-N、NO2-N、NO3-N三态氮的转化去除机理。 （4）调试装置运行，分析各污染物的降解规律，探讨污染物的去除的相关 性与控制条件。 10 2 材料与方法材料与方法 本题目旨在通过对构建的中试规模的河道模拟系统进行的长期连续的实验监 测，研究 CODCr、BOD5、NH3-N、NO2-N、NO3-N、TN、TP 等各类污染物的去 除效果和微生物相的变化，探索生物基复合优势菌工艺对高污染河涌污水的处 理作用。 2.12.1 试验材料与仪器设备试验材料与仪器设备 2.1.1 试验装置 制造一个长方体形池体，长、宽、高分别为 13m、1.25m、1.25m，模拟河涌 形态。池底铺设 20cm 厚的污泥，模拟河涌的底泥释放过程。处理的污水取自装 置边的黑臭水沟，沟中水的主要来源是上游居民的生活污水以及少量工厂的工业 废水，模拟高污染河涌水质。污水先由自动控制抽水泵抽取储存至一个缓冲水箱， 通过缓冲水箱向池体不间断供水。反应池中水流方向从左至右，模拟河流水力流 动。河道模拟装置结构如图 2.1 所示。 2.1.2 曝气设备 本试验采用微孔曝气软管曝气。曝气软管采用新型高分子材料制成，管壁内 密布小气孔，呈线形蜂窝状分布。孔径内大外小，只要当通过气流压力足够大地 方存在这个时，小孔才能张开，向外供气。通过小孔的气流在水中形成连续的直 径 12mm 的小气泡，向水体补充溶解氧。根据池体充氧需要，将曝气软管密集 缠绕在圆形钢架上，制成曝气圆盘，可以集中充气范围，加大对水体的搅拌作用， 提高充氧效率。 其中前段进水的污染负荷较高，溶解氧较低，因此设置了 4 个线圈密集的曝 气圆盘，加大对水体的曝气量。由于从水体后段污染负荷逐渐降低，且溶解氧过 高将不利于厌氧菌的生长，因此，仅在后段布设了较稀疏的曝气软管，保证一定 浓度的溶解氧。曝气盘结构及安装位置如图 2.2 所示。 曝气所用高压气泵的具体参数如下：风压：0.8MPa；气量：120L/min；功率： 250W。在实验起动挂膜阶段，曝气强度不宜过大，只采用 2 个气泵曝气，且各段 充氧量均匀；待进入正常运行阶段后，由于污染负荷增加，且主要集中在前段， 故采用 3 个气泵曝气，且充氧量集中在前段 4 个圆盘，后段只需保证有一定浓 11 度溶解氧。 12 图 2.1 实验装置 图 2.2 曝气盘安装示意 13 2.1.3 生物基 本课题所用“生物基”是由东莞市科发环保工程有限公司提供的新型生物 填料。该生物填料是一种特殊复合结构的无毒编织物，分 A、B 两层，外层是由 疏松的纤维丝条材料组成，里层胶链着一层比较致密的基板，层面上由外向内与 氧的接触呈递减态式，形成好氧、兼氧、厌氧层。其丝条上的多孔结构（直径范 围 15m） ，为难以生长的异氧微生物（如反硝化细菌等）提供了排它的生存环 境，丝条间距合理，中空结构给予了丝条超高强度和弹性，丝条间形成的生物膜 交叉支撑，并形成由外及内无数的细小通道，外层微生物大量好氧，由外及内氧 含量逐渐降低，从而在其断面上由外及里始终形成理想的“好氧兼氧厌氧” 复合二维结构的微环境，实现了硝化和反硝化的同时进行。复合优势菌群中的硝 化菌、亚硝化菌、反硝化菌、聚磷菌等与原生动物、后生动物等组成完整的生态 链，具有优异的好氧脱氮及分解难降解污染物的能力。 生物基每条的规格为 0.04m1m，用缝纫机把底部缝在一起，做成 1m1m 的平面填料，如图 2.3(a)所示。 填料的布置方式：用塑料扎带把填料固定在反应池体的底部，根据污染负荷 的高低，前段填料间距为 10cm，后段间距则为 20cm，填料安装后如图 2.3(b)所 示。 (a) (b) 图 2.3 生物基 2.1.4 复合优势菌 投加的复合优势菌由科发公司提供。该种菌采用高密度活菌发酵技术生产， 每克产品的活菌数高达几百亿个。复合优势菌包含有几个系列的活菌：硝化细菌， 反硝化细菌，短程反硝化细菌，氨化细菌，聚磷菌等。这些细菌都是从自然界普 遍存在的野生菌种中筛选分离出来的，经安全性鉴定无毒无害，且由于活菌本身 14 来自于极端恶劣的自然环境，因而适应性强，耐盐度高。 2.1.5 实验仪器设备 主要实验设备及其用途如表 2.1 所示。 表表 2.1 主要实验设备及用途主要实验设备及用途 仪器设备名称生产单位用途 752N 分光光度计上海精密科学仪器厂分析 JPB-607 型溶解氧分析仪上海雷磁仪器厂溶解氧测定 PHS-3C 型 pH 计上海雷磁仪器厂测定 pH 值 C2074 型电热恒温水浴锅北京市永光明医疗仪器厂测定 NO3-N XJ-型消解装置 韶关市明天环保仪器有限公司 测定 TN、TP 5B-X 型消解器兰州连华环保科技有限公司测定 COD KH-50B 型超声波清洗器昆山禾创超声仪器有限公司洗脱生物膜 800 型离心沉淀器上海手术器械厂快速泥水分离 手提式不锈钢蒸气消毒器江阴滨江医疗设备厂高温消解 ECLIPSE E800 荧光显微镜日本 NikonFISH 观察 2.22.2 实验方法实验方法 1、实验运行方案 本实验所制造的河道模拟装置于 2007 年 12 月 7 日正式开始进水运行， 12 月 8 日向池体中投菌，跟踪观察挂膜过程及分析启动阶段各项水质指标、生物相 变化情况，判断挂膜是否成熟。待挂膜成功后，加大进水流量，充分模拟河涌水 利条件，分析本技术对污染物的去除效果。 2、采样分析 （1）采样点位置 实验装置模拟河道以推流式运行，污染物的浓度沿水流方向变化，因此进行 需要分段采样。根据试验装置长 13m，确定以 1.5m、6.5m、12m 这三个断面采样， 污水采样点位于水面以下 50cm 处。 （2）检测频率 在挂膜启动阶段，自投菌后第 3 天开始，每天采集水样进行实验监测；正常 运行后，采样频率 2 天/次。分析项目包括：DO、pH、CODCr、BOD5、NH3- N、NO2-N、NO3-N、TN、TP。 定期采取生物膜样品镜检，在挂膜成功后，对填料的生物相进行分析。生物 15 膜检测项目包括：原生动物计数、藻类计数。 2.32.3 水质分析方法 试验过程中有关项目的分析方法如表 2.2 所示，参照水和废水监测分析方 法 （国家环保局编，2002 年版）进行。 表表 2.2 水质分析方法水质分析方法 监测指标分析方法 CODCr快速消解分光光度法 NH3-N纳氏试剂光度法 TP钼锑抗分光光度法 TN过硫酸钾氧化-紫外分光光度法 NO3-N酚二磺酸光度法 NO2-NN-（1-萘基）-乙二胺光度法 pHpH 计测定 DO膜电极法 2.42.4 生物分析方法生物分析方法 1、微生物镜检 生物基上的微生物观察是直接剪取 1cm2的生物填料，放入 5mL 的密闭离心管 中，经充分振摇后，制成微生物悬液，然后放到显微镜上，分别用 100 倍、400 倍、1000 倍的观察菌胶团的生长情况、细菌的生长形态。 2、微生物计算 （1）原生动物 剪取 1cm2的生物填料，放入装有 5mL 蒸馏水的密闭离心管中，经充分振摇后， 制成微生物悬液，采用 0.1mL 的原生动物计数框，在 400 倍下镜检，对照淡水 微型生物图谱 ，分类计算原生动物数量。 （2）藻类 剪取 1cm2的生物填料，放入装有 5mL 蒸馏水的密闭离心管中，经充分振摇后， 制成微生物悬液，采用 0.1mL 的藻类计数框，在 400 倍下镜检，对照淡水微型 生物图谱 ，分类计算藻类数量。 16 3 生物基挂膜和模拟河涌阶段试验研究生物基挂膜和模拟河涌阶段试验研究 3.1 生物基挂膜阶段试验研究生物基挂膜阶段试验研究 3.1.1 生物基挂膜启动过程和条件 1、投菌 本试验的启动日期为 2007 年 12 月 7 日，当天停止进水，开动 2 个气泵，以 240L/min 的风量闷曝气一天，提高污水的 DO。12 月 8 日，第一次投菌 2 包，以 同样条件闷曝气一天。12 月 9 日，排出池体的 10%污水，并补充 10%的新鲜污水， 以同样条件继续曝气。12 月 10 日，重复 12 月 9 日操作。 经过 3 天的闷曝气，填料表面有黄褐色小絮体附着，复合优势菌已被激化， 并附着在填料表面生长。从 12 月 11 日开始，逐天加大交换水量。 经过一个星期的运行，前段填料表面生长较多絮体，中后段仍然较少，因此 在 12 月 18 日，进行第二次投菌，同样闷曝气 2 天，再逐天加大交换水量，直到 挂膜成功。 2、挂膜条件 投菌运行后，每天对实验运行条件进行监测，监测的项目包括水温、原水的 DO、水池污水的 DO（水池污水的 DO 取三段水体 DO 的平均值） 。每天交换的 水量，根据挂膜的情况，通过调节进水流速来控制。挂膜启动阶段一个月的控制 条件如表 3.1 所示。 从监测数据可以看出，挂膜起动阶段的气温大多都在 1520之间，溶解氧 也控制在较高的水平，平均达到 4mg/L 以上。气温和 DO 比较适合优势菌的活， 有利于生物膜的形成。同时，实验根据生物膜的生长和出水状况，对充氧量、水 交换量作出及时的调整，保证了生物基成功挂膜。 表表 3.1 挂膜条件挂膜条件 日期原水 DO(mg/L)水池平均 DO(mg/L)气温()每天交换水量(%) 2007-12-81.54.7 17.10 2007-12-910 2007-12-1010 2007-12-1114.5 18.110 2007-12-120.24.8 19.110 17 2007-12-130.24.2 19.315 2007-12-140.24.1 19.130 2007-12-150.31.2 18.840 2007-12-160.44.0 18.830 2007-12-170.23.2 19.540 2007-12-180.22.0 20.50 2007-12-190.22.8 19.710 2007-12-200.23.9 18.610 2007-12-210.23.8 19.410 2007-12-220.24.3 20.360 2007-12-230.24.0 19.860 2007-12-240.54.7 17.760 2007-12-250.25.0 16.260 2007-12-260.24.7 15.660 2007-12-2760 2007-12-280.25.0 16.760 2007-12-2915.460 2007-12-301460 2007-12-310.76.1 12.760 2008-1-10.24.8 11.160 2008-1-20.26.6 10.360 2008-1-30.56.3 1260 2008-1-40.55.9 11.560 2008-1-50.75.0 12.460 2008-1-60.55.3 14.160 2008-1-70.35.4 15.360 2008-1-80.45.0 16.260 2008-1-90.14.4 17.660 2008-1-1004.1 18.860 *注“”为当天没有监测数据 3.1.2 生物基挂膜阶段 CODCr的去除效果分析 从投菌后第 3 天，即 2007 年 12 月 8 日开始，每天都监测反应装置的水质变 化，出水 CODCr的浓度变化如表 3.2 和图 3.1 所示。 18 表表 3.2 生物基挂膜阶段生物基挂膜阶段 CODCr浓度变化及去除效果浓度变化及去除效果 采样日期出水 CODCr (mg/L)进水 CODCr (mg/L) CODCr去除率(%) 2007-12-1158.77 206.89 71.60 2007-12-1277.15 470.05 83.59 2007-12-1358.24 582.46 90.00 2007-12-1451.94 297.76 82.56 2007-12-1552.46 383.38 86.32 2007-12-1766.12 254.69 74.04 2007-12-1850.89 203.74 75.02 2007-12-1941.96 223.18 81.20 2007-12-2056.14 266.77 78.96 2007-12-2160.87 190.08 67.98 2007-12-2254.04 308.27 82.47 2007-12-2338.28 319.30 88.01 2007-12-2466.12 291.99 77.35 2007-12-2543.01 156.99 72.60 2007-12-2821.47 289.36 92.58 2007-12-2934.08 301.97 88.71 2007-12-3030.93 285.68 89.17 2007-12-3131.45 93.43 66.34 2008-1-138.28 98.69 61.21 2008-1-232.50 122.32 73.43 2008-1-323.05 108.14 78.69 2008-1-441.96 117.60 64.32 2008-1-537.23 112.87 67.01 2008-1-634.08 127.05 73.18 2008-1-727.78 161.72 82.82 2008-1-824.10 319.30 92.45 2008-1-925.68 254.69 89.92 2008-1-1026.20 208.99 87.46 19 0 100 200 300 400 500 600 700 2007-12-9 2007-12-14 2007-12-19 2007-12-24 2007-12-29 2008-1-3 2008-1-8 2008-1-13 采样日期 CODcr浓度(mg/L) 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 CODcr去除率(%) 出水段进水去除率 图 3.1 CODCr的去除效果 从上图可以看出，试验启动的前三天由于交换水量少，出水段的 CODCr已经 在 60mg/L 左右，CODCr的去除率很高，已经达到了 70%，说明投加的复合优势 菌在适合的温度和充足的溶解氧水平下，已经很快就被激活。另外，由于处理的 污水主要来源于生活污水，与污染河涌的 CODCr组成相似，可生物降解性高，复 合优势菌中有较多的异养菌，在有充足溶解氧的环境中，可以大量氧化去除污水 中的有机物。 虽然进水的 CODCr的浓度波动范围较大，但在启动后的两个星期内出水的 CODCr基本都可以维持在 5060mg/L 的范围内。从 2007 年 12 月 25 日以后，出 水的 CODCr有了一个明显的下降趋势，CODCr大多都在 3040mg/L 的范围内， 此时出水的 CODCr已经达到了地表水的类水标准。 从进水 CODCr和去除率曲线可以看出，去除率的曲线与进水 CODCr曲线有非 常显著的相关性，进水 CODCr高的时候，去除率也高，进水 CODCr低的时候，去 除率也低。究其原因可能是由于出水 CODCr溶度一直都保持在较低的水平，当污 水的 CODCr降低到一定的浓度以后，水中的有机物浓度很低，很难被微生物胶团 吸附利用，这也是微污染水很难处理的原因之一。 3.1.3 生物基挂膜阶段 NH3-N 的去除效果分析 生物基挂膜阶段出水 NH3-N 的浓度变化如表 3.3 和图 3.2 所示。 20 表表 3.3 生物基挂膜阶段生物基挂膜阶段 NHNH3 3-N-N 浓度变化及去除效果浓度变化及去除效果 时间出水 NH3-N(mg/L)进水 NH3-N(mg/L)NH3-N 去除率(%) 2007-12-1122.67 34.43 34.16 2007-12-1221.79 46.96 53.60 2007-12-1320.48 37.92 45.99 2007-12-1417.88 37.46 52.28 2007-12-1519.60 41.17 52.40 2007-12-179.44 30.43 68.97 2007-12-185.30 26.70 80.14 2007-12-194.29 38.91 88.99 2007-12-201.04 44.43 97.66 2007-12-210.47 29.06 98.39 2007-12-220.53 38.74 98.62 2007-12-230.59 36.30 98.38 2007-12-240.51 27.25 98.14 2007-12-280.44 24.58 98.23 2007-12-290.74 30.55 97.56 2007-12-300.38 26.62 98.56 2007-12-310.48 21.73 97.77 2008-1-10.46 18.48 97.49 2008-1-20.37 20.01 98.16 2008-1-30.39 20.10 98.08 2008-1-40.41 26.75 98.48 2008-1-50.64 22.14 97.10 2008-1-60.46 27.84 98.34 2008-1-70.44 30.55 98.58 2008-1-80.48 36.12 98.68 2008-1-90.48 38.92 98.77 2008-1-100.48 38.92 98.77 21 图 3.2 生物基挂膜阶段 NH3-N 去除效果 由图 3.2 中出水的 NH3-N 浓度曲线变化可以看出，整个阶段进水的浓度有 一定的波动，但大多在 2040mg/L 之间。装置刚启动时 NH3-N 的去除率只有 30%左 右，其后一段时间内出水 NH3-N 浓度并没有很快的下降。从 2007 年 12 月 16 日开 始出水 NH3-N 浓度有了明显下降趋势，自 2007 年 12 月 22 日之后，出水 NH3-N 浓度基本稳定在 0.5mg/L 左右，已经达到地表水的类水标准；去除率也保持着 升高的趋势，在启动挂膜 10 多天后就达到 90%以上，其后曲线变化较平缓。 3.2 模拟河涌阶段试验研究模拟河涌阶段试验研究 3.2.1 河涌治理模拟试验条件 实验装置于 1 月中旬已经挂膜成熟，进水量保持在 250L/h 稳定运行。但由于 到 1 月中旬后天气的转冷，装置的运行稳定性较差，因此河涌模拟试验在 3 月 1 日才正式开始，进水流量保持在平均 400L/h 左右，并根据水质变化情况，及时调 整相关的运行参数，探索生物基接触氧化技术的调试方法，为河涌治理提供参考。 3.2.2 模拟河涌阶段 CODCr的去除效果分析 模拟河涌阶段 CODCr 浓度变化如表 3.4 和图 3.3 所示。 表表 3.4 模拟河涌阶段模拟河涌阶段 CODCr浓度变化及去除效果浓度变化及去除效果 采样日期出水 CODCr (mg/L)进水 CODCr (mg/L)CODCr去除率(%) 2008-2-2837.23375.1786.47 2008-3-167.17281.4876.14 2008-3-337.23295.6687.41 2008-3-552.99367.6685.59 2008-3-768.75350.8280.40 2008-3-965.60394.9483.39 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 2007-12-11 2007-12-15 2007-12-19 2007-12-23 2007-12-27 2007-12-312008-1-42008-1-8采样日期 NH3-N浓度(mg/L) 0 10 20 30 40 50