（环境工程专业论文）生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究.pdf

中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及同定化技术强化脱氮效果研究 的去除规律相似，初期去除速率较快，之后去除速度逐渐减慢，去除率曲线趋于 平缓；n 0 2 。n 和n 0 3 。n 的含量变化幅度不大，二者均出现了一段小幅缓慢上升 的趋势，随后，二者又开始缓慢下降，这种下降趋势在n 0 3 。n 曲线上表现的更 为明显。 ( 3 ) 动态条件下，随着时间的推移，生态浮床的运行状况逐渐稳定，逐渐 表现出一定的规律性，n h 4 + n 、t n 的出水浓度与入水浓度的变化相一致，出水 水质直接受入水水质的影响。在此动态实验的水力条件下，n h 4 + - n 、t n 的去除 负荷均随入水负荷的增加而呈线性增加。 ( 4 ) 经过5 天的处理，固定化反硝化菌强化生态浮床系统对t n 去除率最 高，为5 0 9 ，浮床系统为3 3 6 5 ，而空白实验为2 3 9 1 ；同时，投加固定化 小球的浮床系统中n 0 3 。n 的去除效果曲线下降显著。固定化反硝化菌的加入充 分地利用植物的协同脱氮作用，大大加强了浮床系统的反硝化作用，大幅度削减 了系统中的n o ，一n ，将生态浮床的脱氮效果大幅提升。采用海藻酸钠一氯化钙 包埋法，并添加活性炭作为添加剂来增加小球的机械强度和传质性能的方法制 备的固定化反硝化菌小球在强化生态浮床系统对水体的脱氮效果方面较为理想。 ( 5 ) 上述静态实验过程中，浮床系统对水体中污染物的降解规律均符合污 染物降解一级反应方程：r = k e ( 岫) ，经计算得到的n h 4 + n 、t n 回归方程的 相关系数均满足相应回归精度的要求，故所得回归方程有意义。 关键词：生态浮床，脱氮，协同脱氮作用，固定化反硝化菌，动态 i i s t u d yo nn i t r o g e nr e m o v a lm e c h a n i s m o f e c o l o g i c a l f l o a t i n gb e d a n d n i t r o g e nr e m o v a le 虢c t e n h a n c e db y i m mo b i l i z e dm i c r o o 唱a n i s m1 、e c h n o l o g y m a j o r ：e n v i r o 衄e n t a le n 百n e 舐n g n a m e ：f e n gc h e n s u p e r y i s o r ：s u n l i a np e ：i l g a b s t r a c t r e c e n t l y ，a l o n gw i m m ed e v e l o p m e n to fe c o r l o m y ，t h e 咖p h i cw a t e ri sm o r e 锄dm o r es 甜o u sd a yb yd a y ，s o 也ep o l l u t e dw a t e rn e e dt ob ec o n t r o l l e du r g e i l t l y a s o n eo ft l l ee c o l o 西c a lr e c o v e r yt e d m o l o 西e s ，e c o l o 西c a ln o a t i n gb e dp o s s e s s e sm e b e i l e f i t so fe c o n o m y s o c i e t ya 1 1 de c o l o g yi ni t s e l h a ss i 驴i f i c a i l t 崩n o v a le 行e c t ，锄d m a yb m g t h ec o n s i d e r a b l es y i l m e t i c 2 l lb e n e f i t s t h e r eh a v eb e e i lm 锄ya p p l i c a t i o n s f o re c o l o 百c a ln o a t i n gb e di nm ct r e a t i i l e n to fe u t r o p h i cw a 缸w i d e l y i nt l l i sp a p i m m o b i l i z e dd e i l i t r i f 弭n gb a c t e r i aw a si n 们d u c e di n t om en o a t i n gb e d ，i no r d e rt 0 i m p r o v e 也er e m o v a l e a e c t i v e i l e s st o n i t r o g e l l f i r s t l y t h cc o o p e r a t i n gn i 仃o g 胁 r 锄1 0 v a lo fp l a n t st o w a r d sm i c r o o r g a l l i s mo nt h ed o m a i no fr o o tw a ss t u d i e di nm e s t a t i c e x p 丽m e n t ，b yp r 印撕n gas e r i e s o fs y s t 锄s s e c o n d l y ， m er 锄o v a l e f f e c t i v c n e s sa n dm e c h a i l i s m st oi l i 旬的g e l lo fe c o l o 舀c a lf l o a t i n gb e du n d e rs t a t i c 觚d d y n a m i cc o n d i t i o nw e r es y s t e m a t i c a l l y s t u m e dr e s p e c t i v e l y f i n a l l y m ew a t e r 仃e a 缸i l e l l te 伍c i e l l c yw a se n h a i l c e db y 锄p l o y i n gi m m o b i l i z e dd e i l i t r i 郇n g b a c t 嘶at 0 e c o l o 西c a ln o a t i n gb e d ，w h i l eb e t t e rd e n i t r o g e n a t i o nf u n c t i o no fm i c r o o r g a n i s mw 弱 a c h i e v e db yb e s tu s eo fm ec o o p e r a t i n gn i t r o g e nr e m o v a lo fp l a l l t s t h em a i nc o n t t s i n c l u d e ：s t l l d yo nt l l ec o o p e r a t i i l gi l i 缸d g e nr e m o v a lo fc a 肌ag e n e r a l i s ；s t u d yo nm e l l i 论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下，独立进行研究 工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本论文不包含任何其他个人 或集体已经发表或撰写过的作品成果。对本文的研究作出重要贡献的个人和集 体，均已在文中以明确方式标明。本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担。 学位论文作者签名：泻晨 日期：2 0 0 9 年6 月1 2 日 使用授权声明 本人完全了解中山大学有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权保留 学位论文并向国家主管部门或其指定机构送交论文的电子版和纸质版，有权将学 位论文用于非赢利目的的少量复制并允许论文进入学校图书馆、院系资料室被查 阅，有权将学位论文的内容编入有关数据库进行检索，可以采用复印、缩印或其 他方法保存学位论文。 学位论文作者签名：玛晨 导师签名： 抽瞳鹏 日期：加 ；年6 月j 2 日 日期：年月日 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 第一章绪论 1 1 我国水体污染现状 水是生命之源，是人类进化和人类社会发展的血液。水资源危机已经成为当 今世界许多国家社会经济发展的制约因素。我国人均占有水资源不足2 2 0 0 m 3 ， 列世界的第1 2 l 位【。目前，全国6 6 0 多个城市有4 0 0 多个缺水，其中大部分属于 因污染导致的水质型缺水。随着我国城市的发展和城镇化的加快必然将进一步加 剧缺水危机【2 1 。 近年来，虽然我国城镇水务产业得到了迅速的发展，但是城镇水环境污染日 益加剧的局面尚未得到扭转。一方面是水体污染依然十分严重。2 0 0 4 年有监测数 据的7 4 5 个水体断面中( 其中河流断面4 8 9 个，湖库点位2 5 6 个) ，i 类占3 8 ， 类占1 6 9 ，i 类占1 7 o ，类占2 0 5 ，v 类占1 3 6 ，劣v 类占2 8 2 。主要 污染指标为氨氮、石油类、高锰酸盐指数等。统计情况表明，水质符合或优于i i i 类以上水体断面仅占3 7 7 。另一方面是污水处理设施总量仍然不足。2 0 0 4 年底， 全国建制市污水排放总量大约为3 5 6 亿m 3 ，污水处理率仅为4 5 7 ，6 6 1 个城市中 还有2 9 7 个城市没有污水处理厂，全国有一半以上的城市和绝大多数建制镇污水 没有经过有效处理，直接排人江河湖海【3 】。 近年来，随着我国经济的飞速发展和工业化进程的加速，未达标而排入河湖 中的工业废水量和生活污水量急剧增多，超过了河湖的自净容量，造成富营养化 的同益加剧，使众多河湖出现“变黑”、“变臭”的现象。目前，水体的富营养化 己经成为当今我国面临的最主要水污染问题之一，具有发展快、危害大和治理难 等特点【4 1 。据统计，我国5 0 多个重点湖泊水库中，目前有近2 3 处于富营养化状态， 其中重富营养化和极富营养化约占l 3 ，滇池、太湖、巢湖及我国南方大多数城 市湖泊问题更加严重【5 】。除湖泊水库外，很多河流在部分河段也出现了富营养化 现象，如黄浦江流域、珠江广州河段等。许多河流甚至出现季节性黑臭现象，使 河流的生态环境变差，严重威胁到居民的正常生活，甚至影响到其所在地区的饮 用水安全，造成该部分地区饮用水源严重缺乏。这些污染的河流急需进行治理， 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 化问题，以生物为主的生态修复方法不但能有效的控制外源污染，还能通过调控 水生生态系统结构，使水体逐步恢复健康和稳定的生态系统功能。所以，必须以 生态的理念和方法来探寻治理方法，生态治理和生态修复的推广势在必行。 国内外研究较多的生态修复技术主要有微生物制剂技术、河道曝气技术、人 工湿地技术、稳定塘技术、植物修复技术等【1 3 】。其中，微生物制剂技术的高效菌 种选育需要较长的时间，净化效果持续时问短，受温度影响较大；河道曝气技术 需要的技术含量较高，投入的资金也较大；人工湿地和稳定塘技术虽然工艺流程 简单，投资运行费用少，但占地面积较大，尤其不适于应用在土地资源稀缺的珠 江三角洲地区。 植物修复技术是利用高等水生植物( 沉水植物、浮水植物和挺水植物) 及其 根际的微生物共同作用去除水体中污染物的原位生态治理技术。利用水生植物修 复富营养化水体，不仅可有效地去除氮、磷等营养元素，而且对有毒有害物质有 很强的吸收、分解和净化能力【1 4 】。植物修复技术更适应环境保护的要求，自从 2 0 世纪8 0 年代以来，植物修复技术已经成为研究的热点，并且开始进入产业化 初始阶段，效果显著。但大部分高等水生植物( 如水葫芦等) 容易过度繁殖和老 化死亡，植物残体的腐败与分解，会增加系统的有机负荷，管理不善将造成不良 后果【1 5 - 1 7 】。有关学者研究在富营养化水域表面以浮床技术种植粮油、蔬菜、花卉 等各种适宜的陆生草本、木本植物，通过其吸收利用和吸附作用，富集去除水体 中过多的氮、磷元素及有机物，以达到变废为宝、净化水质的目的，还可以同时 收获农产品，取得一定经济效益【l s 例、实现美化水域景观。生态浮床技术集经济、 社会、生态三效益于一体，更符合当今环保产业发展的趋势，更适合我国目前的 国情，该技术的研究将为我国富营养化水体的治理提供理论依据和技术支持。 1 3 生态浮床的技术概况及研究现状 1 3 1 生态浮床的基本概述 生态浮床技术是运用农艺学中无土栽培技术的原理，人工把高等水生植物或 改良的陆生草本木本植物，以浮床( 即浮体栽培床) 作为载体，种植到富营养化 水体的水面，通过植物根部的吸收、吸附作用和物种竞争相克机理，削减富营养 3 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及同定化技术强化脱氮效果研究 提早萌发、生长和繁衍，极大地改善水底生态环境，促进健康水生生态系统的恢 复。这种复合式生物浮床技术集风动曝气、接触氧化、拟藻、提高水底光照强度 等多种功能于一体【2 9 1 。 2 太湖五罩湖生态修复试验工程 中国水稻研究所在五里湖建立了3 6 0 0 m 2 独立于大水域水体的试验基地，并 将其分为4 个均等的9 0 0m 2 试验小区，设计了4 5 ，3 0 ，4 5 三种不同的水上覆盖 率的陆生植物处理区和空白对照区。试验取得了预期结果，其中4 5 处理区的水 体的t p 、n h 3 一n 、c o d m n 、b o d 5 、d o 、p h 等水质指标均达到地表水i i i 类水质标准。 其中美人蕉和旱伞草干物质产量分别达到5 2 2 3 4 8 9 m 2 和7 5 6 0 9 m 2 ，均较一般陆 地种植增长5 0 以上，从而为大量吸收去除水体中的n ，p 元素以及其它有害物 质，加速水质净化进程奠定了基础【3 0 】。 3 宁波市力洋水库的生态修复工程 作为居民的饮用水水源，宁波市力洋水库在2 0 0 2 年春秋季相继爆发了蓝藻 水华。于是一系列措施被提出，以控制水库水质进一步富营养化。其中，库区采 用固定化氮循环细菌技术( i n c b ) 及建设以漂浮植物和浮床植物为主的生态浮岛 群生态系统工程。建设风眼莲生态浮岛种植区6 个，每个六角形边长为3 0 m ，7 个六角形为一组，共6 组，总计为0 0 1 6 4 k m 2 ，约占水面1 0 h m 2 。在夏季约1 0 0 天内，每天要平均取出约5 0 t 凤眼莲。库区排水口采用物理生态工程即建设二层 以生物膜和过滤为主要特征的物理生态工程，在二层之间建立若干生态浮岛，进 一步减少输出水中的藻类浓度和净化水质【3 1 1 。 1 3 3 生态浮床技术处理污染水体的研究现状 1 3 3 1 浮床植物的研究 宋祥甫等【3 2 3 4 】的试验研究表明，水面生物浮床法无土种植水稻、花卉等作 物处理受污染水体，不仅达到净化水质的目的，又可美化环境，并带来一定的经 济收益。据不完全统计，到目前为止有近8 0 余种植物被用于净化受污染水体的 研刭2 2 1 ，有关浮床植物净化水质效果及其机理的研究已有不少报道【3 3 舶】。根据生 物浮床技术对浮床植物的叶绿素和根系活力的影响，以及作物生长特性( 包括生 物量、植株含水量、根冠比、根系、株高、经济性状等) 的研究表明，使用水稻 和美人蕉较为理想，具有较好的经济效益【3 7 1 。 1 3 3 2 生态浮床脱氮机理研究 6 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 生态浮床系统中的氮的去除机理和反应过程比较复杂，包括有机氮、氨氮、 亚硝态氮、硝态氮等存在形式之间的转化【3 8 。9 1 。目前对于氮的去除机理，主要 是通过氨化作用和硝化反硝化作用【4 0 4 3 1 。在生态浮床系统中，污水中的n h 4 + 和n 0 3 。可以被植物根系吸收和利用【4 4 1 ，合成植物自身的成分，通过植物吸收的 氮占总氮的1 0 左右【4 5 4 7 1 ，所以植物吸收不是主要的脱氮的主要过程。脱氮的主 要过程来自植物根系区的微生物的硝化一反硝化作用【4 8 捌】。反硝化作用是系统中 最有效的脱氮途径【5 2 弼】。 浮床植物对脱氮的主要贡献体现在其对微生物的协同脱氮作用上，浮床植物 在水中发达的根系，提供了巨大的表面积，通过传质过程吸附水体中的氮，还可 经根茎将光合作用产生的氧从上部传输至根部，并在植物根系区附近形成众多氧 化态微环境，而在远离根系周围形成众多厌氧微环境，这样的条件有利于硝化细 菌、反硝化细菌的生长，呈现出连续的厌氧、缺氧、好氧过程，相当于许多并联 或串联的a 2 o 处理单元【5 6 1 ，从而保证硝化作用和反硝化作用的同时进行【4 5 ，4 7 ， 5 7 ，5 8 ，5 9 1 。此外，植物根系可以分泌各种对微生物有益的酶、糖、各种氨基酸、植 物生长调节剂等根系分泌物，吸引并促进聚集在根际的微生物生长发育【缸7 3 1 ，从 而间接促进了脱氮。植物根系分泌物与根际微生物的相互关系研究，将对生态浮 床系统中植物与微生物协同脱氮作用的深入研究具有重要的理论指导意义。 1 3 3 3 固定化微生物技术概述 固定化微生物技术是在固定化酶基础上发展起来的一种新技术。国外从2 0 世纪6 0 代后期开始进行实验研究，7 0 代后期起，我国在医药行业中开展了固定 化细胞技术的研究。8 0 年代初，固定化微生物技术开始应用于废水处理：日本 的桥本奖采用p v a _ 硼酸法固定活性污泥研究了合成废水中t o c 和t n 的去除； 哈尔滨工业大学周定等选用固定热带假丝酵母菌连续处理含酚废水；清华大学李 彤等用p v a 硼酸法固定微生物处理洗衣粉废水；荷兰j t r a m p e r 等将硝化菌固 定在海藻酸钙载体中处理氨氮废水等【7 4 。7 7 1 ，并取得了较好的效果。微生物的固 定技术有多种，一般的制备方法有：吸附法、包埋法、共价综合法、交联法、多 孔物质包络法等。在水处理的生物脱氮技术中常用的是包埋法进行微生物的固定 【7 8 。7 9 1 。固定化微生物技术已经被许多研究者认为是在废水处理中一种提高微生物 处理效率的有效手段【8 m 8 1 1 。 7 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 生态浮床技术和固定化氮循环细菌的研究已经获得了一定的成果，已经构成 了常用的一些较好的方法，一些研究者已经将固定化氮循环细菌和生态浮床技术 共同应用于湖泊水污染物的治理中，并取得了较好的效果【8 2 】。利用固定化微生 物技术对生态浮床技术进行强化，不仅会使生态治理系统中的微生物的种类和数 量大幅度增加，促进植物的去除效应，更重要的是利用微生物与植物之间的协同 脱氮作用，会使整个系统的污染物去除效率得到显著的提高。 1 4 课题的研究目的及意义 研究者一致认为脱氮的主要过程来自微生物的作用，而植物的作用除了对 n h 4 + 和n 0 3 吸附截留及部分吸收的直接作用之外，还体现在其对微生物的协同 脱氮作用这一间接的作用上。因此，进一步研究浮床植物的协同脱氮作用对于深 入认识脱氮机理、寻找影响脱氮效果的主要因素有着重要的指导意义。 目前，生态浮床技术虽在富营养化水体的治理中已经得到了较多的应用，但 该技术的脱氮效率仍有待于进一步提高。由于生态浮床系统脱氮的主要机理过程 来自植物根系区的微生物的硝化一反硝化作用，反硝化作用是系统中最有效的脱 氮途径，而包括自然湿地等大多数水生生态系统中，反硝化菌生长率较低，生态 浮床系统中也是如此，造成通过硝化和反硝化产生n 2 的效率相对较低，脱氮的 效率不高，所以增加反硝化菌生物量，加强反硝化作用是提高浮床系统脱氮效率 的关键性一步。若采用持续投加反硝化微生物制剂和微生物促生液等方法增加微 生物量，则会由于较高的运行费用而无法实现。此问题，采用固定化微生物技术 则可迎刃而解。固定化技术可以防止微生物的流失，营造更有利于微生物生长的 微环境，提高微生物的生物活性和对热、p h 值、抑制剂等外界环境的抗性【8 3 斟】。 采用固定化微生物技术强化生态浮床技术将更有利于提高系统对水体的脱氮效 率，从而充分地利用浮床植物对微生物的协同脱氮作用。 本研究是广东省环境污染控制与修复重点实验室开放基金项目“污染感潮河 网区生态治理技术研究”的重要组成部分，课题针对珠江水受污染的实际情况， 较为系统地研究浮床植物对微生物的协同脱氮作用，以及生态浮床系统和引入固 定化反硝化菌后的浮床系统脱氮的效果及规律，以期探索出一条修复富营养化水 体的合适方法，并为恢复污染水体的水生生态系统提供理论和实践依据。 中山大学硕士学位论文 生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 广州，地处南亚热带，属于南亚热带典型的季风海洋气候，温暖湿润，雨量 充沛，四季常青，气候宜人。年平均气温2 2 5 ，1 月平均气温1 3 3 ，7 月平 均气温2 9 5 ，年降水量1 9 3 8 2 毫米以上，全年无霜期3 0 0 3 4 l 天，年日照时 数1 4 9 5 5 小时，年平均湿度7 5 【8 5 】。优越的地理位置和良好的自然环境，为植 物提供了极佳的生长条件。因此，在这一地区发展生态浮床技术，具有较为突出 的实际意义和长远的发展空间。 1 5 主要研究内容 本论文利用生态浮床技术处理广州大学城中山大学北学院后河道内的河水， 该河道与珠江河道相连通，污染类型与珠江河道相似，主要污染源为市区的工业 废水和生活污水。本文先设计一系列不同系统，在静态条件下研究植物与根系微 生物的协同脱氮作用，再通过静态与动态下对生态浮床脱氮效果的研究，探索( 包 括t n 、n 0 3 。- n 、n 0 2 一n 、n h 4 + n ) 的净化能力和降解规律，最后通过投加固定 化反硝化菌强化生态浮床的处理效果，充分利用植物的协同脱氮作用更好地发挥 微生物的作用。 本论文主要研究内容如下： ( 1 ) 研究美人蕉浮床栽培技术，观测植物的生长情况； ( 2 ) 研究反硝化菌的分离培养及固定化微生物技术； ( 3 ) 在静态条件下，研究一系列不同系统的脱氮规律，探索植物对微生物 的协同脱氮作用的主要因素； ( 4 ) 分别在静态和动态条件下，研究生态浮床系统的脱氮规律，为研究的 深入开展提供支持； ( 5 ) 在静态条件下，研究加入固定化反硝化菌小球对生态浮床系统进行强 化后的脱氮规律，分析加入固定化技术对浮床系统净化效果的影响。 1 6 技术路线 本文研究技术路线如图1 2 所示： 9 中山人学硕i j 学位论文生态j 子陈脱氮机理及削定化技术强化脱氮效果研究 第二章实验方法 2 1 实验试剂与实验仪器 2 1 1实验用水 一爹翱飘 幽2 1 提供实验川水的i 司道 f i g 2 1t h er i v e rc h a n n e lw h i c hs u p p l i e s r a ww a c e rf o rt h ee x p e r i m e n t 资料显示，珠江广州河段j t 要污染物为氮磷营养盐和粪人肠菌群，其次是石 油类和有机污染物【86 1 ，因此该河道的污染状况也类似l 述。结合本次研究的侧重 点，选择对水质影响较大的t n 、n h 4 + 一n 、n 0 3 一n 、n 0 2 一n 、c o d c ，和d 0 等指 标，对实验用水进行监测，并依据地表水环境质量标准( g b 3 8 3 8 2 0 0 2 ) 8 7 】 对水质进行评价。实验期川的水质监测结果见表2 1 。 表2 1 ，按地表水环境质量标准( g b 3 8 3 8 2 0 0 2 ) 中的水质标准评价，该 河道河水的t n 和c o d c 。指标均已超过v 类水质标准，n h 4 + n 和n 0 3 一- n 变化 中山大学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 范围较大，水质不稳定，n h 4 + n 从处于i i 类到超过v 类水质变化。由以上评价 结果可见，此河道的水质已受到一定程度的污染。 表2 1 实验用水水质数据( m g l ，p h 除外) 1 a b 2 - lw a t e rq u a l 毋d a t ao ft h ee x p 耐m e i l t a lw a t e “m g l ，e x c e p tf o rp h ) 水质项目浓度 7 2 5 1 1 7 l 0 4 8 6 5 9 1 5 1 5 7 9 0 2 8 o 5 9 4 0 1 7 6 0 7 6 5 2 4 5 8 9 7 o 7 6 2 1 2 实验仪器 研究过程中所用到的主要实验仪器如表2 2 所示。 表2 2 主要实验仪器 1 a b 2 2m a i ne x p e r i m e n t a li n s 仇l m e i l t 仪器设备 厂 商 u v 7 51 g d 紫外可见分光光度计 g z x 9l4 0 m b e 电热恒温鼓风干燥箱 2 5 d b z - 4 5 家用白吸电泵 l z b 1 0 玻璃转子流量计 7 9 1 型磁力加热搅拌器 c l 3 2 l 型高压灭菌锅 m 0 1 2 8 2 m 溶解氧仪 l p l l 5 p h 计 1 1 b l ) ( j 离心机 e c l i p s e t e 2 0 0 0 一u 倒置荧光显微镜 m i n i m a c s 厌氧培养箱 t h e 姗。普通移液枪 超净t 作台 电子天平 b c d 2 3 3 冰箱 上海精密科学仪器有限公司 上海博迅实业有限公司 温岭市虹奇水泵厂 余姚j i ：业自动化仪表厂 江苏省金坛市荣华仪器制造有限公司 日本t o k v o a l p 公司 瑞士h e l v r l c h 梅特勒托利多仪器有限公司 恒达隆化玻仪器公司 日本n i k o n 英国d o nw h i t l e ys c i e n t i f i cl i m i 锄 芬兰f i l l i l p i p e 行c 公司 上海博讯实业有限公司 上海精密电子仪器有限公司 伊莱克斯股份有限公司 2 1 3 实验装置 本次实验所用装置为一个p v c 水槽( 1 2 o 8 1 0m 3 ) ，用于培养浮床植 1 2 烈一一一川 巾山人学坝i j 学位论文生态浮床脱氮机理及定化技术烈化脱氨效果研究 处理好的美人蕉植株8 列固定在泡沫板缝隙中，使得行距约为1 0 c m ，每列视植 株大小固定4 6 株植物，再将同定好植物的泡沫板浮床单元连接起来，放入p v c 水槽中培养( 水深0 5 m ) ，使荚人蕉漂浮在水面上，根系仲于水中。 另外，按照浮床美人蕉协同脱氮实验的需求，在塑料水桶中另行培养一批荚 人蕉植株。 2 2 1 2 美人蕉的牛长情况的观察 从对植物进行适应性培养丌始，约一周更换一次水样。5 天后，植物长出细 长的白色须根，但根部发育不全，生长情况尚未稳定。经过3 周适应性培养后， 美人蕉的植物株高增长显著，茎部增举日，叶片增大显著，且数量增多。4 周后， 植株更高，叶片长势更好，美人蕉开始部分了f ：花，须根增密显著，根系更加发达， 生长情况基本稳定，美人蕉己基本适应飘浮水培种植的方式，可以正式丌始实验。 图2 3 和图2 4 分别为刚植入的美人蕉和植入4 周后的美人焦。 蚓2 3 刚植入的奖人蕉 f i g 2 3n e w l yp l a n t e dc a l l n ag e n e r a l i s 图2 5 和图2 6 分别为水栽的美人蕉根部形态和陆栽的荚人焦根部形态，经 对比可发现，水栽荚人蕉根系发达，须根分枝多而色白，须根长向细【37 1 ，水栽美 人焦分枝数虽和密度明显高于陆栽，各彳：定根和分枝根均无根毛，这1 j 营养液无 土栽培卜植物根系的形态特征相同。由于水栽美人蕉无根毛，故陆栽条件下由袱 毛完成的吸收功能，在水栽条件下就主要依靠不定根及其分枝根来完成。故水栽 美人蕉根系不断增加分枝根，提高吸收的表面积，以此弥补没有根毛的不足。从 根系形态可见，白根也远远多于陆栽 3 3 。 1 4 中l 上j 人学硕f j 学位论文 生态浮床脱氮机理及周定化技术强化脱氮效果研乡 图2 5 水栽的美人蕉根部图2 6 陆栽的美人蕉根部 f 培2 5 t h er o o to fc a n n ag e n e r a l i s u n d e rw a t e rc u l n j r e f i g 2 6 t h er o o to fc a n n ag e n e r a l i s u n d e rs o i lc u l t l 儿e 图2 7 关人蕉根部的生k 状态( 5 天) “g 2 7t h eg r o w t hs t a t eo f c a n n ag e n e r a l i s e s r o o t s ( 5d a y s ) 15 中山人学坝i j 学位论文生态浮j 末脱氮机理及l 刊定化技术慢化脱氮效果研究 图2 8 美人蕉根部的生艮状态( 3 周) f i g 2 8t h eg r o w t hs t a t eo f c a n n ag e n e r a l i s e s r o o t s ( 3w e e k s ) 罔2 9 美人蕉根部的生长状态( 4 周) f i g 2 9t h eg r o w t hs t a t eo f c a 衄ag e n e r a l i s e s r o o t s ( 4w e e k s ) 由图2 7 、图2 8 和图2 9 可见，经过5 大的水培后，美人蕉长出众多绌长 的白色须根，这螳新根柔嫩、质软，说明植物i f 在逐步适应水栽条件，根部正在 发育。同时生长情况尚未稳定。而i 周及四周时，美人蕉根系也已完令发育成， 较之水培初期，色泽变为淡黄褐色，根系粗壮略挺，须根非常繁密，说明植物已 完令适应水栽条件。 2 2 2 固定化小球的制作 1 6 中山人学倾j j 学位论文 生态浮眯脱氮j | j j 【删及j 甫j 定化技术媸化脱缀效果研究 较均匀的小球颗粒。海藻酸钠在c a c l 2 溶液中彤成的海藻酸钙凝胶小球，简称 c a 球。最后将制成的c a 球用蒸馏水冲洗脱盐后即可用于后续的实验。 活性炭 菌液 图2 1 0l 古l 定化小球制矫流科示意图 f i g 2 - 10s c h e m a t i cd i a g r a mo ft h em a k i n go f t h ei m m o b i l i z e dm i c r o b i a lb e a d s 图2 一ll 和图2 1 2 为固定化小球制备图。 幽2 11 定化小球的制备示意图 f i g 2 一lis c h e m a t i cd i a g r a l no ft h em a k i n g p r o c e s so ft h ei m m o b i l i z e dm i c r o b i a lb e a d s 2 2 3 实验方案 0k 曹誊8 取山凝胶小球 用蒸馏水冲洗 髫i 拶 ” 图2 一1 2 定化小球的制备 f i g 2 一l2t h em a k i n gp r o c e s so ft h e i m m o b i l i z e dm i c r o b i a lb e a d s 本论文研究内容由以下t 个部分组成：植物协同脱氮实验、生态浮床脱氮实 验和固定化反石j j 化荫强化! 卜态浮眯脱氮实验。 2 2 3 1 植物协同脱氮实验 设计一系列不同的浮床系统，在五个体积为1 8 l 的颦料容器中，于室温下分 1 8 i；i；，碍h， 巨 中山人学顺i j 学位论文生态i 予冻脱氮机理及定化技术强化脱氮效果研究 别进行实验。实验设计按编号顺序如下：1 不做任何处理的一常水培美人焦植株 的浮床系统，以下简称“正常”；2 遮盖有较人的黑色塑料袋，保证遮光，但下 部留少量孔隙保证空气流通的浮床系统，以下简称“遮光”；：3 洗净根部生物膜 后的正常水培美人蕉植株的浮床系统，以下简称“洗根”；4 剪断植株根部以上 部分，并洗净整个根部及根部生物膜的浮床系统，以下简称“睢独根”；5 空白， 以下简称“空白”。沈根的方法为：先将其置于清水中浸泡1 5 2 0 分钟，再用手 轻轻柔洗根部，之后置于0 1 的高锰酸钾水溶液中浸泡，以淹没全部根系为标 准。待浸泡1 0 一1 5 分钟后，把植株拿出溶液，再在清水中清洗即可。 挑选8 株植株大小相似，根部形状及根系面积接近，叶片数目大小相似的植 株，并进行配对分组，尽量保证每组之i 日j 植株的町比性，然后分别构成1 4 号的 材料，并按照实验设计分别对其进行处理。由j ：考虑到使用的容器桶体积有限， 故尽量减少取样次数来降低因取水样造成水体积减少而带来的误差，且考虑到2 弓、4 号随着时问的推移，植物死i 二：及残体腐烂对实验带来的影n 向以及通过实验 发现3 6 h 以内的影响不显著，故选定于3 6 h 内对各种氮的变化进行比较，6 h 取样一 次，夜问除外。每次均在容器的上部、中部和下部固定位胃取样并混合均匀，以 消除抽样误差，取样体积约为1 0 0 m l 。 图2 1 3 为实验展示图，从右向左依次是：“f f 常”、“遮光”、“沈根”、“尊独 根”、“空白”。图2 1 4 、图2 一1 5 和图2 一1 6 分别为“遮光”、“洗根”、“单独根” 系统的局部照片。 图2 1 3 实验展示图 f i g 2 一l3t h ep h o t oo ft h ee x p e r i m e n t 1 9 图2 一1 4 “遮光”系统 f i g 2 - 14t h e 鼢“饥，t gs y s t e m 中山人学f 明i j 学位沦义 生态浮床脱瓤机理及定化技术强化脱氮效果研究 图2 1 5 “洗根”系统 f i g 2 15t h e 腑s 办f 门gr o d 结s y s t e m 麟 幽2 1 6 “单独根”系统 f i g 2 - 16t h e 尺d o 括d ，z 纱s y s t e m 2 2 3 2 生态浮床脱氮实验 先在静态下，研究生态浮床的脱氮效果，探索( 包括t n 、n 0 3 n 、n 0 2 一n 、 n h 4 + n ) 的净化能力和降解规律。 实验过程中，p v c 水槽中供试水体的有效水深为o 5 m ，种植美人蕉4 2 株； 水桶中的河水不做任何处理，作为空白对照。经过约4 周的适应性培养，正式丌 始实验。实验周期为5 天，每天采样3 次，分别测定水样中t n 、n 0 3 一n 、n 0 2 + 一n 、 n h 4 + n ，并于实验周期的始术分别测定p h 、c o d c ，和d o 等指标。 图2 1 7 为静态条件下生态浮床脱氮效果实验的装置。 ￥ 。z 辫 忿鑫爹 图2 1 7 静态实验 图2 1 8 运行中的水泵 f i g 2 18o p e r a t i n gp u m p 冉在动态卜模拟 “j 道的实际流动情况，继续刈生态浮床的脱氮规律进行研 究。将吸水管置于河道的合适位置，使j 丹水泵抽水进p v c 水槽，采用入水漫流， 2 0 中山人学硕上学位论文生态浮床脱氮机理及同定化技术强化脱氮效果研究 出水溢流的方式，通过控制和调节进水流量使水槽中的水流动以模拟河道中的流 水方式。运行方式为连续进水。设计进水流量2 0 m ，空槽水力停留时间2 4 h ，水 力负荷o 5 m 3 ( i n 2 d ) 的水力条件。连续运行7 天，每天中午1 2 点分别在入水和出 水处取样，分别测定水样中t n 、n 0 3 - n 、n 0 2 _ n 、n h 4 + - n ，并于实验周期的始 末分别测定p h 、c o d c ，和d o 等指标。 图2 1 8 为动态实验中正在运行的水泵。图2 1 9 为模拟河道的动态条件下的水 槽装置图。 图2 1 9 模拟河道动态实验示意图 f i g 2 - 19s c h 锄a t i cd i a g r 锄o fm ed y n 锄i ce ) 【p 盯i m e n t f o rr i v e rc o u r s es i 舢l a t i o n 2 2 3 3固定化反硝化菌强化生态浮床脱氮实验 由于在生态浮床系统中，微生物的脱氮作用占主导地位，而系统中反硝化菌 生长率较低，导致通过硝化和反硝化产生n 2 效率相对较低，脱氮的效率不高。 因此，为强化微生物的作用，充分利用浮床植物的协同脱氮作用，特在系统中加 入固定化反硝化菌小球，以提高对供试水体的脱氮效率。本部分实验重点考察经 固定化反硝化菌强化的生态浮床美人蕉系统的静态脱氮效果。 该部分实验采用海藻酸钠一氯化钙包埋法来制备固定化反硝化菌小球，并 添加活性炭作为添加剂来增加小球的机械强度并提高其传质性能。反硝化菌由实 验室自行培养。选取四个影响因素，即活性炭浓度( 每1 0 0 9 浓缩菌液中投加的粉 状活性炭的量) 、包埋剂( 海藻酸钠) 浓度、包菌量( 浓度污泥( g ) 包埋剂( 曲) 、 2 l 中山大学硕士学位论文 生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 去除率( ) = 鱼i 乎1 0 0 式( 2 - 1 ) 式中： g 一初始浓度； 圪一初始体积： g 一第i 次的浓度； 形一第i 次的体积。 由于水槽体积很大( 盛水体积约为4 8 1 0 5 m 1 ) ，而每次采水样体积很小( 不 到l o o m l ) ，与水槽盛水体积相比可忽略不计，故上式可简化为： 去牌) = 警1 0 0 2 2 5 水质分析方法 实验中的水质分析项目及分析方法如表2 3 所示【9 5 1 。 表2 3 水质分析方法 1 a b 2 _ 4t h ew a t e rq u a l i t y 肌a l y s i sm e m o d 中山人学硕士学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 第三章浮床美人蕉协同脱氮作用研究 生态浮床技术在水体治理中已有了较多的研究，但对于生态浮床的脱氮机理 研究还不够深入，特别是在植物的协同脱氮作用的研究还较少。为明确浮床系统 中植物对微生物的协同脱氮作用规律，并为深入研究生态浮床脱氮机理提供科学 依据和技术支持，通过构成一系列浮床系统进行静态脱氮对比实验。本阶段实验 于2 0 0 7 年1 0 月初到1 1 月初进行。 3 1分析讨论 在浮床植物对微生物的协同脱氮作用主要体现在三方面：1 为微生物提供巨 大的生长附着表面；2 通过根茎，将光合作用产生的氧气从上部向根区传输，在 根系区形成氧化态的微环境，利于微生物的生长；3 产生根系分泌物吸引并促进 微生物生长，提高微生物的作用。故设计一系列不同的浮床系统，通过对比各自 之间的脱氮效果，探寻植物对微生物的重要影响因素。 各系统的净化效果如表3 1 。 表3 1 各系统对水体各指标的去除率 t l b 3 - lt h er e n l o v a lr a t eo f w a t e rq u a l i t yi n d i c e si ns y s t 髓l s 经过3 6 h 的净化后，各系统水桶中，n h 4 + - n 的去除效果最为明显，c o d c r 次之，n 0 2 - n 、n 0 3 - n 及t n 的去除率较低。经过比较，“讵常”的各项指标的 去除率均为最高，“洗根”的净化效果略微好于“遮光”，其次是“单独根”，空 白效果最差。 3 1 1 各系统对水体中氨氮的去除效果 2 4 中山大学硕上学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 各系统对氨氮的去除效果对比图3 一l 所示。 从图3 1 及图3 2 中可以看出，自处理开始后，各系统水中n h 4 + - n 均呈现 出不同程度的降低，经过3 6 h 的处理后，“正常”的去除率最高，为6 9 2 3 ，其 次是“洗根”、“遮光”、“单独根”，依次为5 9 2 5 、5 8 2 1 、5 6 1 3 ，最低为“空 白 ，3 3 2 6 。n h 4 + - n 含量在前6 h 均有大幅度的下降，之后均以近似相同的去 除率下降，只是“洗根”和“单独根 随着时间的推移，去除曲线的下降速率有 了一定的提高，去除率的增加有了一定的提高，特别是“洗根 在3 6 h 时候去除 率已超过“遮光”。 o 6 0 5 甚o 4 g 蓑o s 砗 雾o 2 厶 0 1 o 01 02 03 04 0 时间h 图3 1 各系统对n h 4 + n 去除效果 f i g 3 11 l l e 崩n o v a le 行& tt on h 4 + - n i i ld i 丘白e 】毗s y s t e m s 中山大学硕：l 学位论文生态浮床脱氮机理及固定化技术强化脱氮效果研究 芝 槲 篮 稍 鼻 菱 正常 遮光 洗根 单独根 空白 o1 02 03 04 0 时间h 图3 2 各系统对n h 4 + - n 去除率 f i g 3 21 l l e 撒n o v a lr a t et on h 4 + n i nd i 行e r e n ts y s t e m s 资料表明，n h 4 + - n 的去除主要有植物吸收、生物脱氮以及氨的挥发三种途 径【9 6 1 。k - o o t t a t 印吲报道，当污水p h 8 时，氨的挥发这一净化途径基本上可以 忽略。实验过程中，水体p h 保持在7 o 一7 6 之间，因此可以认为，除了植物吸 收和基质截留吸附的氮净化途径以外，氮主要是通过微生物的硝化和反硝化途径 去除的。大多数学者认为，微生物的硝化一反硝化作用是n h 4 + - n 去除的主要途