人工景观水体组合滤料曝气生物滤池水质净化技术研究

《人工景观水体组合滤料曝气生物滤池水质净化技术研究》由会员上传分享，免费在线阅读，更多相关内容在学术论文-天天文库。

摘要摘要2010年世博会将在上海召开，世博园区优美的生态水体景观将成为体现“生态世博、科技世博”的重要载体。然而，人工景观水体流动性差，水质易受污染，尤其在世博会召开期间的藻类高发季节，水体水质的维护将成为急需解决的一大难题。本课题针对传统景观水体水质控制技术脱氮除磷效果不佳的弊端，进行了活性炭-沸石组合滤料曝气生物滤池工艺的试验研究，为世博园区水景观的牛态维护提供技术支持，也为国内其他人工景观水体的水质净化提供参考。本课题对上海市大气干湿沉降外源污染对人工景观水体的影响进行了研究，监测了绿地、水体旁、马路边、工地及高空5个不同地点l"-7月份的降尘通量及有机物、营养盐氮及营养盐磷的沉降通量，根据监测结果和理论推导，估算大气干湿沉降对人工景观水体富营养化的影响，并进行了模拟验证。课题采用组合滤料曝气生物滤池对入学校园内的景观水体进行处理研究，通过活性炭．沸石组合滤料与活性炭、沸石滤料曝气生物滤池对不同污染程度的景观水体的处理效能的对比研究，结果表明活性炭．沸石组合滤料同时具备活性炭对有机物及沸石对氨氮的高效去除性能，且有较强的抗氨氮冲击负荷能力；针对组合滤料BAF深度除磷脱氮效果欠佳的特点进行优化，分别进行了微絮凝强化除磷和强化反硝化试验研究。研究结果表明：当气水比l：l，滤速2m／h，停留时间为40min，氯化铝投加系数为23时，组合滤料强化除磷BAF．T艺对CODc，、氨氮、总氮、总磷、叶绿素A去除率分别为43．2％、73．1％、18．4％、87．8％、77．6％，除总氮外，出水达到lV类水体要求；二级组合滤料曝气生物滤池在投加碳源后，出水总氮能稳定降至1．8mg／L以下，达到V类水体要求。课题进行了曝气生物滤池工艺的生物降解机理及动力学研究。探讨了反应器内生物量及生物活性的影响因素，验证了异养菌、亚硝化细菌及硝化细菌与COD、氨氮去除的良好相关性。通过对实验数据分析，建立一套只与进、出水-自．机物浓度和反应器特性相关的有机物降解动力学关系式，得m三种不同填料BAF的动力学常数，解释了三种填料BAF玄除有机物效能的差别，并为实际工程运行提供设计依据和参考。关键词：人工景观水体，大气干湿沉降，组合滤料，曝气生物滤池，水质净化 AbstractThe2010worldEXPOwillbeheldinShanghai．ThebeautifulwaterecologicallandscapewilIbeavirtuaIparttorealizethe“eco·EXPO，scientificEXPO”．However，theartificiallandscapewaterwithlowfluidityispronetobepolluted，especiallyduringtheEXPOwhenthealgaeoutbreaks．Thereforethemaintenanceofgoodqualityofthewaterisbecominganurgentproblem．Aimingatthedisadvantageofpoornitrogenandphosphorusremovaleffectbythetraditionaltreatmenttechnologyofscenicwater，thepaperstudiedonactivatedcarbonandzeoliteconbinedpackingsbiologicalaeratedfilter(BAF)．TheresultofthestudycanbethetechnicalsupportfortheartificiallandscapewatermaintenanceintheworldEXPOparkandareferenceforthewaterpurificationofotherartificiallandscapewater．ThisstudyconductedtheresearchontheinfluenceofShanghaiatmosphericdryandwetdepositionpollutiontotheartificiallandscapewater，measuredthefallingdustfluxandthedepositionfluxoftheorganicmatter，thenutrientsaltnitrogenandthenutrientsaltphosphorusnearbythegreenbelt，thewater，thestreet，theworksiteandtheupperair5differentplacesduringJanurytoJuly．Accordingtothemeasuredresultandthetheorydeducing，thepaperestimatedtheinfluenceofatmosphericdryandwetdepositiontotheeutrophicationoftheartificiallandscapewater，andcarriedonthesimulationconfirmation．ThispaperstudiedonactivatedcarbonandzeoliteconbinedpackingsBAFtechniqueintreatmentofthelandscapewaterOnuniversitycampus．MeanwhilethecomparativestudyofBAFwithcombinedpackings，BAFofactivatedcarbonandBAFofzeoliteintreatmentoflandscapewaterindifferentpollutiondegreeshowedthatcombinedpackinghaveboththehighorganicremovaleffectofthecarbonandNH4+．NandalsotheabilitytoagainstshockloadingofNH4+．N．ToimprovetheeffectoftheremovalofTPandTNinthecombinedpackingsBAFprocess，thepaperhascarriedonthemicro-flocculationforPenhancedremovalandthestrengtheneddenitrificationexperimentalstudy．Theresultsofmicro．flocculationtrialsshowedII Abstractwhengas．waterratiowas1：1，filtrationratewas2m／h，theresidencetimewas40min，thedosingcoefficientofaluminiumchloridewas23，theeffectsofCODcr,NH4+-N，TN，TPremovalswerethe43．2％，73．1％，18．4％，87．8％，77．6％bytheenhancedphosphorusremovalprocessBAFwithcombinedpackings．ExceptfortheTN，theeffiuentreachedtheIVstandard．Afteraddingcarbonsource．theTNoftheeffluentfromtwo-stageBAFwithcombinedpackingdecreasedto1．8mg／L，achievingtheVwaterstandard．ThepaperstudiedontheaerationbiodegradationmechanismanddynamicsofBAF,discussedtheinfluencingfactorofthebiomassandthebioavtivity，therelationsbetweenthedominantbacteriaandpollutantremove．Basedontheexperimentaldata，thestudybuiltakineticsmodeloforganicdegradationwhichwasonlyrelatedtotheorganicconcentrationofeffluentandheightofthereactoLconcludingthekineticsconstantsofthreeBAFwithdifferentpackings．ThemodelalsoexplainedthedifferenceinorganicremovaleffectofthreeBAFwithdifferentpackingswhichofferedthedesignbasisandreferenceforpracticalengineeringandoperation．Keyword：artificiallandscapewater，atmosphericdryandwetdeposition，combinedpackingsofactivatedcarbonandzeolite，BAF，waterpurification111 学位论文版权使用授权书本人完全了解同济大学关于收集、保存、使用学位论文的规定，同意如下各项内容：按照学校要求提交学位论文的印刷本和电子版本；学校有权保存学位论文的印刷本和电子版，并采用影印．缩印、扫描、数字化或其它手段保存论文；学校有权提供目录检索以及提供本学位论文全文或者部分的阅览服务；学校有权按有关规定向国家有关部门或者机构送交论文的复印件和电子版；在不以赢利为目的的前提下，学校可以适当复制论文的部分或全部内容用于学术活动。经指导教师同意，本学位论文属于保密，在年解密后适用本授权书。指导教师签名：年月日⋯一签畸珈谚∥)年≥月k日易a／勿．昂～葺羔衍!戥阴～文甜√一论妙～一兰剿～ 同济大学学位论文原创性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，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，本学位论文的研究成果不包含任何他人创作的、已公开发表或者没有公开发表的作品的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本学位论文原创性声明的法律责任由本人承担。签嘶碎，吻 第1章绪论1．1人工景观水体富营养化问题景观水体大致可分为四类：天然湖泊、各种景观用河道、城市公园及中心绿地内的人工湖泊以及住宅区内与房地产开发相配套的人工水景，本课题主要以公园、绿地内人工湖泊与住宅小区内的人工景观水体为研究对象，其特点为水域面积相对较小，水体流动性较差，且易被污染，富营养化现象严重。水体富营养化(eutrophication)的提出，与湖泊营养分型和演变的研究有关。Weber(1907)和Naunann(1919)先后提出了贫营养(oligotrophic)和富营养(eutrophic)湖泊的概念IlJ。通常，富营养水体具有较高的氮、磷营养物质浓度和很高的生物生产力水平，富营养水体通常都表现出高浓度的浮游藻类，特别是在夏天高温季节，浮游藻类的大量繁殖，由于占优势的浮游藻类的颜色不同，所以水面往往呈现蓝色、红色、棕色、乳白色等，这种现象在江、河、湖泊中称为“水华”，在海洋中则称为“赤潮”。人工景观水体的富营养化是水体衰老的一种现象，指水流缓慢、更新期长的景观水体因氮、磷等植物营养元素丰富，水体生物生产能力提i苛，在合适的温度和光照条件下，某些特征性藻类(蓝藻、绿凛等)异常增殖、水质恶化的过程【2，31。1．1．1人工景观水体富营养化发生机理藻类是水体富营养化的指示性生物，温度和光照是影响藻类生长、繁殖的主要环境条件，前者影响细胞内酶的活性，后者提供细胞代谢所需的能量i4】。水体流态也会影响藻类繁殖，富营养化容易发生在水流比较缓慢、水深较浅、相对封闭的水域【4’5j。藻类需要的营养物质包括碳、氮、磷和微量元素16】。藻类对微量元素的需求很小，一般自然水体中的微量元素足够维持藻类生长，藻类的碳源是溶于水中或有机物分解产生的C02，由于水中C02处于碳酸盐缓冲平衡体系中，被消耗后随即由空气补充，碳源对藻类的生长不具有控制性【6】。因此，氮和磷是水体富营养化的关键因素。氮是藻类生长的重要营养盐，在水体中以有机氮、氨氮、 第1章绪论硝态氮和亚硝态氮四种形式存在，藻类利用各种形式氮的优先顺序为氨氮>有机氮>硝酸盐氮>亚硝酸盐氮【71。另外，多数蓝藻具有I古l氮能力，能够将大气中的氮转化为有机氮13,6】。Liebig最小定律认为植物的生长依赖于存在量最少的关键营养物质，在藻类生长的j种主要营养物质中，仅有磷无法从大气中获得，因此多数情况下磷是水体的限制性营养物质，磷的含量控制着藻类生长和水体生产jtjl4,6]。JonesJR等【8】对不同湖泊的监测研究表明，水体叶绿素浓度与TP浓度存在较好的线性相关关系，lg叶绿素=．1．09+1．4619TP，r=0．95。人工景观水体中氮、磷的来源分为外源性和内源性，前者包括流入水体的含氮、磷的生活污水、大气降尘、地表径流以及水体中生物的固氮作用等，后者指底泥中原有氮、磷的释放，底泥是水体底部长期积存韵沉积物，在一定条件下底泥中的污染物会向上覆水体释放，氮在微生物的分解作用下溶出，好氧时以硝态氮溶出，厌氧时以氨氮溶出为主，磷仅在厌氧状态下以磷酸盐形式溶山【9，io]UUo另外，人工景观水体一般为静止或流动性差的封闭缓流水体，面积和深度都不大，水环境容量小，水体自净能力低，很容易因外界污染的注入而接纳过多的氮、磷营养物质，而长期沉积在底泥中的氮、磷等营养盐的释放又加重了水体富营养化的程度，在温度和光照适宜时极易引发藻类疯长和水体富营养化现象。1．1．2水体富营养化的危害富营养化己成为我国水体污染的重大问题之一，已对某些水体的水资源利用产生了严重影响，具体危害主要表现在以下方面IlIj：(1)水质恶化水体中蓝藻和绿藻大量繁殖，浮游植物个体数剧增；水体中悬浮物数量(细菌等)增加；产生有异味的有机物质。(2)深层溶解氧降低当水体中中深层溶解氧为零时，底部沉积物附近形成还原状态，会引起一系列严重的后果，如：有机物降解不完全，产生甲烷气体，硝酸盐还原，发生脱氮反应，硫酸盐还原形成H2S气体，底泥中铁、锰溶出，在底泥附近形成Fe2S3，底质中的磷溶出等，从而影响水体水质。(3)水华现象的发生富营养化水体在光照、温度适宜的条件下发牛的藻类暴发的现象称为“水华”。在富营养化比较严重的水体中，会频发“水华”。以铜2 第1章绪论绿微囊藻为主的“水华”，犹如在水面上流动的绿漆，腐败分解后，发出恶臭，严重地破坏了该湖的水功能以及周围的环境。(4)水体景观价值降低甚至丧失水体一旦发生富营养化，藻类将大量繁殖，使水体透明度下降，水体浑浊，臭味弥漫，风景大煞，水体的旅游观光价值大减。公园景观水体作为公园中一道亮丽的风景，是其必不可少的重要组成部分，也是对游人产生吸引力的源泉之一。公园水体如果发生富营养化，水体颜色变黑变绿，气味变臭，游客对它只能“可望而不可及”。1．2人工景观水体非点源污染研究现状造成人工景观富营养化的外源污染源类型很多，大致可分为点源和非点源二大类到12J。点源污染包括工业废水、城镇生活污水、固体废物处置场等，由于点源污染来源的特殊性，通常不作为一般景观水体的主要污染源考虑。非点源污染是指在降雨径流的淋溶和冲刷作用下，大气、地面和土壤中的污染物进入江河、湖泊、水库和海洋等水体而造成的水环境污染。其特点是：由于没有固定的污染源，往往具有随机性、潜在性、复杂性和隐蔽性，冈此不易得到有效控制。据美国、口本等国报道，即使点源污染得到全而控制，江河的水质达标率仍仅为65％，湖泊仅为42％。美国非点源污染量占污染总量的2／3。我国水环境也存在着严重的非点源污染问题。在太湖、滇池等重要湖泊，非点源污染已成为水质恶化的重要原因之一㈣一【16J。人工景观水体非点源污染类型及其研究现状如下：(1)雨水径流污染：雨水在降落过程中混合了空气中的尘埃和污染物，在路面、屋顶、场地、绿地、沟坡等地方的淋溶及流淌冲刷过程中融合了各种污染物质，是景观水体重要的污染源之一。在非点源污染研究中，雨水径流污染无疑为一个热点，国内外对雨水径流污染的研究主要包括：雨量与径流水质、径流污染负荷估算、雨水径流模型研究等。同济大学的李田等【17,18】对上海市城区非渗透性地表径流进行了为期3年的采样调查，结果表明上海城区地表径流中COD、BOD5和SS质量浓度中值或者均值均大大超过《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)三级标准：营养类污染物情况稍好。与国外相关研究结果相比，BOD5与NH3．N浓度之高更 第1章绪论是突出，说明人口高度密集的上海市中心城区地面污染状况严重：研究还估算了单位面积径流年污染负荷。20世纪90年代后，非点源污染模型加强3S(GIS、GPS、RS)技术在其定量负荷计算、管理和规划中的应用研究Il引，在对过去城市径流非点源污染模型多年应用经验进行总结的基础上，不断地完善和提高己建立的模型，推出新的模型20】。(2)大气干湿沉降：大气中的污染物可通过降雨、固体沉降或漂移直接排入景脱水体。大气沉降的营养盐可分为颗粒形式和可溶形式，溶解态通常占优势。当前的大气环境监测中，仅监测大气降尘通量，对降尘污染物组成研究较少【211，尤其是对降尘中有机成份及营养盐含量的研究则更少。从降尘量来看，在过去的1998～2007这10年中，上海市的降尘污染有较为明显的改善[22,23】。从全市来看，由1998年的15．5t／km2．M下降到2007年的低于8t／km2．M，约减少了50％。另外，林国珍掣24】研究在湖北、陕西、河北、上海、北京等处共采集九个离地表20米处的电网绝缘子表面沉积的大气降尘样品，对其水溶性部分首先用有机溶剂进行有机物的分离萃取，并用重量差减法分别计算出样品中可溶物含量及有机物在可溶物中所占百分比。(3)引水污染物：由于水量蒸发等引起的水量耗损，需要对水体定期补水，不同补水将会带来不同程度的污染。引水污染根据引水水源(一般景观水的水源为自来水、河水、再生水及地下水)的1i同而存在较大差别，通常以河水和再生水为补水会带来较大的污染，而自来水可认为无污染物进入。引水污染已成为景观水体富营养化的主要原因之一。以上海为例，上海地处长江下游，上游大量富营养物质积聚在这一地区，水源中所含的氮、磷、碳和钾等元素偏高，加上酸雨和降尘，景观水的水源质量先天不足。(4)其他污染：如周边绿化的枯枝落叶引入的污染源公园景观水体的护岸栽植有多种园林植物，包括落叶乔木，以及水生植物，因此水体中不可避免地有人量植物落叶凋落于水体，腐烂产生有机污染物，并造成底泥淤积f25】，f26】。此类污染研究主要集中在植物的枯枝落叶及水生植物生物量在湖内的自然腐烂分解带来的氮、磷营养元素的释放量，生物沉积的速率以及由此引起的营养元素沉积速率等。清华大学李睿华等【27】研究了河岸美人蕉和香根草的生长繁育及其腐烂规4 第1章绪论律。对美人蕉和香根草河岸带中美人蕉和香根草的生物量、地下和地上生物量及固定的氮、磷量，及经过130d浸泡腐烂实验后重量、全磷、全氮含量进行了测定。李文朝等【28】以东太湖挺水植物、浮叶植物、沉水植物优势种的茎叶为实验材料，并引入原位底泥中的微生物，在室内开展了为期l周年的水生植物生物质腐烂分解实验，对总重量以及碳、氮、磷的消减过程特征进行了分析研究。由上可知，造成人工景观水体富营养化的各类非点源污染中，国内外对雨水径流污染的研究已经较为系统、成熟，对植物腐烂带来的氮磷营养元素的释放也进行了相应的研究，而作为景观水体重要的非点源污染之一的大气降尘污染，对其相应的研究则相对较少，大气降尘对景观水体的影响仅从定性的角度进行评价，而缺乏实际调研数据的支撑和科学合理的估算。1．3人工景观水体水质控制技术现状及发展1．3．1目前常用的水体水质控制技术由于人工景观水体一般都属于有机低污染水体，因此其处理技术在某些方面与湖泊处理技术相似。对于低污染景观水体的治理丁艺分为以下三类：第一类为物理方法，如底泥疏浚、换水稀释方法等：第二类为化学方法，如投加除藻剂、沉磷剂等：第j类为生物处理方法，常见的生物处理方法包括种植水生植物、渗滤、滤池、生物流化床和生物接触氧化等生物处理技术。传统的水体水质控制技术，不仅能耗高，操作管理要求严格，而且在处理过程中所产生的臭气、污泥与噪声等问题极易给环境带来二次污染。人工景观水体规划、设计的初衷在于美化环境，提升城市整体形象。因此，在水体水质控制技术的选择上，污染控制与景观效应兼备的生态化水质控制技术成为当今景观水体水质控制技术的主流。(1)充氧曝气技术充氧曝气技术就是根据水体受到污染后缺氧的特点，通过人工方法实现水域曝气，让富氧水与贫氧水进行交换，使整个水体由死水变为富含氧气的流动水，以恢复和增强好氧微生物的活力，使水体中的污染物质得以净化，从而改善水体的水质129】。2000年130|，在上海浦东新区利用多功能水质净化船，对河床断面为96m2， 第l章绪论长达3km的张家浜河段进行大面积、大幅度的地毯式河道曝气复氧，处理水体总容量约23．33×104m3。曝气45天后基本消除了张家浜河道的黑臭，水体中溶解氧浓度达到7mg／L，水体中CODc，、BOD5、NH3．N、TP浓度分别维持在25mg／L，7mg／L，lmg／L，0．1mg／L左右，水体主要水质指标基本达到《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)IV类水质标准。(2)人工湿地技术人工湿地系统利用微生物、植物、滤料之问一系列物理、化学以及生物过程达到水质净化的目的，具有能耗低、效率高；耐冲击负荷能力强：运行维护简便；脱氮、除磷功能兼备并且生态景观效益明显等特点。其去除污染物的机理包括：①有机物去除：需氧过程、兼气性分解和缺氧作用；②脱氮：植物吸收和生物转化过程；③除磷：沉淀、微生物固化作用：④重金属去除：沉淀和吸附作用。上海梦清同人工湿地水质净化示范工程是一个成功的典型31】，其净化源水为苏州河水，工艺流程如图1．1所示。瓤河图1．1上海梦清园牛态净化系统工艺流程该示范T程白2004年7月起试运行，整个系统对CODc，、BOD5、NH3．N、TP的去除率分别达到25％，23％，74％，43％，水体中的污染物质得到有效去除，出水CODcr达到《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)IV类标准，BOD5接近IV类标准，TP达到V类水质标准，NH3．N接近V类标准。(3)传统曝气生物滤池技术曝气生物滤池最大的特点是集生物氧化和截留悬浮固体于一体，节省了后续二次沉淀池和污泥回流，在保证处理效果的前提下使处理工艺得以简化。陆洪宇【32】等人运用以悬浮滤料为滤料的曝气生物滤池对苏州拙政同内花同景观水体进行处理研究。研究表明：该技术能够有效地去除景观水中的COD，氨氮、浊度，对COD去除率为40-60％，NH3-N去除率高达90％左右，出水浊度低于5NTU，同时对水体中的TN也有一定的去除效果，平均去除率约20％左右。6 第1章绪论1．3．2水体水质控制技术发展趋势充氧曝气、人工湿地、传统曝气生物滤池等生态化处理工艺，因其对有机物及氨氮的高去除效果，且在处理过程中，产生的二次污染少，适用于景观水体的水质控制。目前，景观水体富营养化严重，而水中氮磷污染物是影响水体富营养化的关键因素之一。充氧曝气、人工湿地及传统曝气生物滤池等目前常用的水质控制工艺深度脱氮除磷效果极为有限。因此，在这些技术成熟的生态化处理工艺上进行改革与创新，形成具有良好脱氮除磷效果，运行更为稳定的高效、生态化的新型景观水体水质控制技术已成为研究热点及发展趋势。1．4曝气生物滤池技术研究现状与存在问题1．4．1曝气生物滤池发展、原理与特点最早的曝气生物滤池出现于20世纪初期，其发展可以追溯到早期淹没式滤池以及后来在德国出现的EMSCHER滤池。现代意义的曝气生物滤池在二十世纪70年代末、80年代初出现于欧洲大陆，主要应用于沉淀后污水碳氧化和脱氮除磷、二级出水后的三级处理，以及对工业废水的处理上。90年代以来有关曝气生物滤池的技术方法、工艺流程不断完善，在滤料选择、反冲洗技术的改进以及提高滤速研究等方面取得了一定的进展，其应用领域大为拓宽【3引。曝气生物滤池是介于活性污泥法和生物滤池的一种水处理技术。其工艺原理为，在滤池中装填一定量粒径较小的粒状滤料，滤料表面生长着生物膜，滤池内部曝气，污水流经时，利用滤料上高浓度生物膜量的强氧化降解能力对污水进行快速净化，此为生物氧化降解过程：同时，因污水流经时，滤料呈压实状态，利用滤料粒径较小的特点及牛物膜的牛物絮凝作用，截留污水中的悬浮物，且保证脱落的生物膜不会随水流山，此为截留作用；运行一定时inJ后，凶水头损欠的增加，需对滤池进行反冲洗，以释放截留的悬浮物并更新生物膜，此为反冲洗过程134,35】。曝气生滤池具有以下特点：①粒状滤料作为生物载体，载体孔隙率大，比表面积大，生物量丰富；②能同步发挥生物氧化和物理截留作用；③氧转移和利用效率高；④处理效率较高，出水水质好；⑥运行过程中通过反冲洗去除滤 第l章绪论层中截留的污染物和脱落的生物膜，不需要二沉池；⑦充分借鉴了单元反应器原理，采用模块化结构设计，为整个工艺的紧凑化、设备化及改扩建提供了有利条件；⑧反应器沿水流方向呈明显的空间梯度特征。1．4．2曝气生物滤池研究现状1．4．2．1曝气生物滤池滤料研究颗粒滤料是决定曝气生物滤池净化效能的最主要因素之一，颗粒滤料不仅是过滤的截留介质和纳污载体，还是重要的生物载体，因此滤料的性能对曝气生物净化效能、运行特性及基建费用有着十分重要的影响。目前，曝气生物滤池滤料研究主要集中在以下两方面：(1)滤料类型对曝气生物滤池的影响研究曝气生物滤池所用滤料，根据其采用原料的不同，可分为无机滤料、有机高分子滤料。常见的无机滤料有陶粒、焦炭、石英砂、活性炭、膨胀硅铝酸盐等，有机高分子滤料有聚苯乙烯、聚氯乙烯、聚丙烯等。不同的滤料特性对生物膜的性状、氧的利用率和水力分布条件都起着重要的影响。目前国内外学者对滤料类型对曝气生物滤池的影响效果的研究较多。在国外，Kent和Williams等人I如1依据BEWA(theBritishEffluentandWaterAssociation)标准，对常见的7种可用作曝气生物滤池的滤料进行了系统试验分析，认为Arlita(膨胀球形粘土)最适合作为曝气生物滤池的滤料。Won．SeckChang等【37】以天然沸石和砂粒为填料研究BAF对纺织废水的处理效果发现：天然沸石对纺织废水的处理效果优于砂粒的处理效果。这是因为天然沸石具有更强的阳离子交换能力和更大的比表面积。在国内，对以陶粒为曝气生物滤池滤料的研究较多。江萍等138】对轻质球型陶粒BAF工艺处理生活污水的研究结果表明：国产轻质球型陶粒固着微生物量人，挂膜快，寿命长，充氧能力强，BOD去除率达90％，氨氮去除率80％。由于沸石价格低廉，贮量丰富，且具有表面粗糙，比表面积大，孔隙率高等优点，最近以沸石为曝气生物滤池填料的研究也有少量报道。如田文华等139l用沸石BAF处理生活污水的中试结果表明：当水力负荷为2．2m／h时，对COD、氨氮和浊度的去除率分别可达73．9％，88．4％，96．2％。(2)滤料的物理特性对曝气生物滤池处理效果的影响研究8 第l章绪论滤料粒径的对滤池处理效果和运行周期都有重要的影响。Kent等【4UJ人研究了曝气牛物滤池去除NH3．N试验表明，滤料粒径为2～4mm比4--一8mm、5．6～11．2ram在硝化功能方面表现更佳。田文华等【41】研究滤料粒径对曝气生物滤池的影响表明，对于粒径分别为2"～3mm和4～5mm的沸石滤料的硝化功能进行试验，存硝化滤池中选用2"--3ram的沸石滤料比较适宜，既不影响运行周期，又能提高硝化功能。Moorel掣42】人以starlightC为滤料研究了粒径与反应器运行周期之间的关系，结果表明滤料粒径越大，运行周期越长，且大粒径滤料易与水分离，可加快反冲洗过程。1．4．2．2曝气生物滤池脱氮研究Pchudoba和R．PtljO[43]通过采用三阶段曝气生物滤池对预处理后的市政污水进行处理，三阶段曝气生物滤池在功能上划分为去除有机物、硝化反应、反硝化反应，总停留时间为3小时，上升流速分别为6．3m／h，6．3m／h，12．5m／h，结果表明COD去除率在90％以上，总氮浓度由46mIg／L降至6．5mg几。在韩国电子rT业废水处理中，利用两级牛物滤池进行硝化反硝化脱氮，好氧水力停留时间为1．36h，厌氧水力停留时间为0．84h，硝化率达99．5％，总氮玄除率达剑90．7％144J。有关曝气对硝化速率的影响研究发现，采用不同的曝气方式和曝气量对氨氧化过程的影响小于亚硝酸盐氧化过程，而在有机物存在时，间歇曝气和低曝气量可使反应器具有一定程度同步硝化反硝化能力。邱立平等人145|在曝气生物滤池运行过程中出现了明显的亚硝酸盐积累现象，而出水和在反应器内不同部位取样分析均未发现N03．N的相应增加，与此同时TN去除率却能达到60％，认为是由于反应器内发生了短程硝化反硝化．而其原因是由于填料为异养菌、自养莴和反硝化细菌分别占据不同生态位、形成合理的微环境体系提供了有效的载体，较低的曝气量和定期反冲洗又使得竞争能力较弱的N02．N氧化细菌不能在反应器内形成优势群体而被自然淘汰，因而氨氧化产生的N02．N可直接被反硝化去除。Puznaval46J等研究了低曝气一体化硝化反硝化曝气生物滤池的处理效能，通过调整曝气量，将反应器内的溶解氧控制在0．5～3mg／l，从而实现了同步硝化反硝化。9 第1章绪论1．4．2．3曝气生物滤池除磷研究T．Clark等人147J在曝气生物中投加硫酸亚铁除P，实验结果表明硫酸亚铁的投加量按照Fe：P质量比1．25：l时即可获得良好的去除效果，P去除率大致在75～97％之间，同时，硫酸距铁的投加对曝气生物滤池的长期运行并没有显著的影响。采用直接投加化学除磷剂除磷的德国Klon污水处理厂除磷效率达到70％以上，处理出水的总磷小于O．5mg几t4引。另外，由于在生物膜系统中可以通过交替进行的厌氧／好氧过程实现磷的释放和吸收，因此曝气生物滤池也可在脱氮过程中实现除磷。Pak等14引利用两座曝气生物滤池交替进行厌氧／好氧运行取得一定的同步脱氮除磷效果，Pak认为影响牛物除磷的辛要因素为COD／TP和水力停留时间，而好氧过程产生的硝态氮及反冲洗强度都会对除磷产生一定的影响。1．4．2．4曝气生物滤池生物膜研究生物膜是附着在固体表面的微生物体的层状聚集。生物膜占生物总量的99％～99．9％。目前，关于生物膜对水中微生物营养基质的去除机理已进行了广泛的探讨，建立了一些数学模型，如稳态生物膜模型和非稳态生物膜模型。有关生物膜结构特征、生物活性、生物种群构成、污染物负荷、传质效率、扩散．效率、水力条件、处理效率与反应器微生物特征相关性的研究近年来比较活跃，Fdz．Polanco等【50】探讨了工艺参数变化与生物膜生长及硝化菌活性的关系：生物膜生长速度与滤池的高度、氨氮的浓度及充氧有关，硝化菌的活性主要受氨氮浓度和温度的影响。Fdz—Polanc等15l】还研究了硝化曝气生物滤池中异养菌和硝化菌的空间分布清况，发现当COD5小H3．N>4时，牛物膜内将出现不同的功能分区；通过测定耗氧速率发现硝化细菌、亚硝化细菌及异养细菌在反应器中的空间分布与COD5浓度有关，呈明显的分区分布。S．Villaverde等f52】研究了曝气生物滤池的PH值对硝化菌硝化活性的影响。通过采用分子生物学技术、扫描隧道显微镜技术等检测手段，提高了生物检测的灵敏性和准确性，使得生物膜的研究J下得以广泛而深入地进行，成为一个较前沿的领域。1．4．2．5反应动力学研究生物膜反应器系统的动力学研究己进行得比较深入，在Monod公式的基础lO 第l章绪论上建立了一系Y0生物膜反应动力学模型，如比较著名的反应一扩散理论、我国学者刘雨等提出的表面反应理论等等，但是直接针对曝气生物滤池的动力学研究报道还很少。Hamoda["】通过对曝气生物滤池处理合成碳水化合物废水的研究，提出了一种理论模型，他认为底物利用速率是底物浓度的双曲线函数，固体停留时间是水力停留时间、有机物负荷等的函数。Mann[”】等则推导出了以CODc，的进出浓度及反应器高度为参数因子的经验模型，在试验中对模型进行了应用研究，并在预测试验中取得了满意的结果。目前许多学者认为好氧生物膜过滤反应器的总反应级数为一级，但在具体的处理理论和数学模型形式上还有许多分歧。同时由于运行条件及处理对象、处理日的的不同，许多经验模型缺乏普遍性，理论模型又过于复杂而实际指导意义差，所以进一步对曝气生物滤池的反应动力学进行深入探讨是研究曝气生物滤池处理机理的主要工作之一。1．4．3人工景观水体应用曝气生物滤池技术存在的问题曝气生物滤池处理技术作为一项新兴的给水处理技术，正处在不断发展和完善的过程当中。虽然国内对其进行了广泛的研究，但是，由于各种原因，真正投入使用的曝气生物滤池在国内并不多见，该工艺还存在许多关键性的技术需要进行进一步的深入探讨。人工景观水体富营养化严重，水中氮磷污染物是水质控制的关键要素之一，其水质净化技术应具有良好脱氮除磷效果，且运行稳定、高效、生态化。凶此，为实现曝气生物滤池技术在处理人工景观水体上的应用，应进一步研究以下相关问题：(1)开发新型滤料，优化曝气生物滤池滤料，提高BAF对景观水体的处理效能和抗冲击负荷能力。(2)研究投加化学药剂除磷与BAF脱氮联合工艺来i苛效去除人工景脱水体中的总磷。(3)研究快速有效反冲洗方式及反冲洗过程巾生物膜的脱落规律，尽快恢复反冲洗后曝气生物滤池效能；(4)研究低温条件下曝气生物滤池对人工景观水体的工艺特性，提高其长期运行的稳定性：(5)研究生物膜的特点及其快速启动的方式。 第2章课题研究背景、目的与内容2．1课题研究背景2010年上海世博会园区规划体现水绿交融，世博园区将创造一个生态和谐、尺度宜人、环境优美的城市公共空问。世博场馆依水而建，世博园区及其周边主要景观水体大致可分为自然景观河道(黄浦江和白莲泾)及园区内人工景观水体，包括景观池塘、人工溪流、喷泉小品及降温水幕等各种形式，园区内景观水体以其特有的形态及所蕴含的哲理思维，成为2010年世博会不可缺少，并且极富魅力的一种要素，将为整个世博园区的整体风貌起到画龙点睛的作用。“做足绿文章，做足水文章”是世博园规划的重要理念，因而世博园区优美的生态水体景观将成为体现“生态世博、科技世博”的重要载体。然而，随着近几年我国城市经济的快速发展，城市景观水体特别是人工景观水体水质都发生着不同程度的水质恶化现象，大量富含氮、磷等营养物质的污染物流入水体，使水质亏氧，富营养化严重。北京200l、2002连续两年火面积爆发蓝藻水华，城区所有景观水体无‘幸免【551。国内沪、穗、津等城市的多数景观湖泊、河道都存在着不同程度的富营养化【56】~【5引。杨红军等人【59】对上海市内8个小型人工景观水体的调查结果表明，所有被调查水体卡尔森指数均大于54，处于富营养化状态。而世博园区周边现有水系水质状况亦不容乐观，白莲泾作为流经上海世博园区内的一条河流，从目前水质情况来看，TP、TN、NH3．N浓度均超过《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)V类标准。现有的景观水体治理技术多为对湖泊富营养化防治或生活污水处理技术的简单套用，在实际工程运用时仍存有种种弊端：传统物理、物化法水质控制技术4i仅能耗高，在处理过程中所带来的污泥处置、噪声污染等问题与日益倡导的处理技术生态化要求不符合；而人工湿地等利用基质及植物达到对水质净化目的处理工艺，由于占地面积大，冬季植物凋零造成处理效果下降等问题成为该技术全面发展及应用的一大制约；传统的曝气生物滤池工艺虽具有占地少、能耗低、管理方便等优点，但往往处理效果不够稳定，且深度脱氮效能低，除磷效果欠佳。因此，研究开发稳定、高效的深度脱氮除磷生态化景观水体水质 第2章课题研究背景、日的与内容控制技术，对世博会召开期间园区景观水体水质保障有重要意义。2．2研究目的与内容(1)景观水体的大气干湿沉降外源污染研究大气沉降是污染物和营养物质向景观水体输送的重要途径之一，各种营养元素通过大气沉降输入景观水体，导致或加剧水体的富营养化。采集和监测大气干湿降尘通黾，计算大气干湿沉降进入景观水体的污染物总量，估算其对人工景观水体水体富营养化的影响，为评价大气降尘对景观水体水质的影响提供依据。(2)人工景观水体组合滤料曝气生物滤池水质控制技术研究针对传统曝气生物滤池抗冲击负荷能力较弱、处理效果稳定性不够的弊端，基于活性炭滤料的抗有机冲击负荷和沸石滤料的抗氨氮冲击负荷能力，进行活性炭、沸石、活性炭．沸石组合三种不同滤料BAF处理不|_J污染负荷景观水体的效能研究，优化曝气生物滤池滤料组合，提高其抗冲击负荷能力。针对BAF反硝化效果及除磷效果不佳的弊端，进行活性炭．沸石BAF微絮凝强化除磷和强化反硝化试验研究，确定二级组合滤料曝气生物滤池脱氮除磷最佳工艺参数，为实现高效生态的深度脱氮除磷水质控制技术，解决人工景观水体富营养化问题提供有效技术手段。(3)组合滤料曝气牛物滤池牛物降解机理研究开展组合滤料曝气生物滤池水质净化工艺的微生物学研究，观察曝气生物滤池内生物膜的形成及微生物特征；通过探讨滤池内微生物量和活性的影响因素，优势菌种异养菌、亚硝化菌、硝化菌与特征污染物去除的相关关系，深入研究组合滤料曝气牛物滤池污染物降解机理。基于试验数据和推理建立有机物降解动力学半经验模型，确定活性炭、沸石、组合滤料三种曝气生物滤池的动力学常数和滤料类型常数，从动力学角度解释组合滤料BAF抗有机冲击负荷能力的原因，为景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺的应用提供理论依据。2．3水质分析方法各项水质指标测试分析方法均参照《水和废水监测分析方法》(第四版)(国 第2章课题研究背景、目的与内容家环保总局2002)中的标准分析方法，试验所涉及的有关水质测试指标及分析方法具体见表2．1。表2．1水质监测分析方法序号监测项目分柢矗j矗1水温水温计法2溶解氧(DO)膜电极法3pH值玻璃电极法4浊度浊度仪法5化学需氧量(CODcr)重铬酸钾法6五几生化需氧量(BOD，)稀释接种法7氩氮纳氏试剂光度法8硝酸盐氮紫外分光光度法9亚硝酸盐氮N．(1-萘基)．乙二胺光度法10总氮过硫酸钾氧化．紫外分光光度法ll总磷钼锑抗分光光度法12叶绿素A分光光度法14 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究大气降尘是指在卒气环境条件下，靠重力自然沉降在集j垒缸中的颗粒物。降尘的粒径一般大于109m，但当有降水出现时，由于冲刷作用，粒径可小于10pm。大气降尘包括干降尘和湿降尘。干降尘形式包括自然灰尘和尘暴，湿降尘则为降雨、降雪、降雹等形式从大气中清洗下来的粉尘160】。大气沉降是污染物和营养物质向景观水体输送的重要途径，各种营养元素(C、N、P)和微量金属(Fe、AI等)通过大气沉降输入景观水体，对景观水体产生重要影响，营养盐(特别是N、P)的大气输入会导致或加剧水体的富营养化，突发性、大量的营养盐大气输入会对浮游植物生长和组成产生重要影响，甚至会引发景观水体富营养化。目前，国内外对大气降尘对景观水体的影响研究多从定性角度分析，而其定量化测定及对人工景观水体影响评价的研究甚少。3．1研究内容及目的(1)通过对绿地、景观水体旁、马路边、工地及高空5个地点大气干湿降尘的采集，分别计算出了以上5个采样点降尘通量以及所含污染物CODcr、TN、NH3．N、TP的沉降通量，考察其随时问的变化规律，分析造成大气jI：湿沉降时间和空间上差别的原因。(2)基于监测结果，计算大气干湿沉降进入景观水体的污染物总量，选择合适的水体富营养化评价指标体系，估算由大气干湿沉降造成人工景观水体富营养化的时间，并通过模拟试验验证理论估算结果，从而定量评价大气干湿沉降对景观水体水质的影响。(3)通过对大气中氮磷沉降对人工景观水体水质的影响研究，为探讨景观水体的富营养化问题、阐明水华暴发的诱发因素、提出科学合理的控制决策均有重要的理论指导意义。 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究3．2研究方法3．2．1收集方法本研究所指大气干湿沉降同时包括干降尘和湿降尘，即干、湿降尘在同一个集尘器中收集。大气降尘的收集f6’L。般是模拟自然状况下的沉降过程，日前采用的降尘收集装置主要有干法收集、湿法收集和玻璃球法收集3种。这3种收集装置原理基本相同，仅是根据收集容器内所加入的介质的不同而加以区分，并因此而具有刁i同的收集效率，在实际监测中，因实验条件的差异每种方法都有不同的研究者采用。3种方法的集尘量之间具有良好的线性关系，可以依此进行数据的转换。收集容器一般有圆柱形玻璃缸、塑料桶、塑料箱等，规格也不尽一致。本试验采用二于二法收集法，集尘器为直径190mm、高度300mm的圆柱形平底塑料桶。本试验选择了5个不同的采样点，分别为绿地、景观水体旁、马路边、工地及高空(6层楼楼顶)，考察不同地点的降尘通量及污染量，每个采样点放置6个集尘器，3个集尘器为一组用于大气干湿降尘通量的收集计算，降尘通量计算结果3个样取^F均值；另3个集尘器用于大气降尘污染物的监测，污染物浓度计算结果3个样取平均值。集尘器每次收集采样时问问隔为10天，采样后用去离子水冲洗干净，放回原采样点。3．2．2采样点分布本试验中绿地、景观水体旁、马路边、工地及高空(6层楼楼顶)5个不同的采样点的具体分布见表3．1。表3．1大气干湿沉降采样点分布情况采样点具体方化绿地同济大学校园内绿化空地景观水体旁同济大学二好坞景观水体旁马路边位于赤峰路与密云路交界u马路～侧工地同济大学校园内施丁带高空同济大学生态楼6楼楼顶平台，距地if『『约15m16 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究3．2．3样品的处理与分析方法3．2．3．1降尘通量样品的处理与分析(1)样品制备用镊子去除集尘器内大于lmm左右的杂物，如枯枝落叶及昆虫等，将桶内干湿降尘转移至500mL大烧杯中，并用去离子水冲洗3遍，以保证干湿降尘完全转移，烧杯内尘水混合液备用。(2)分析将烧杯内尘水混合液于西15cm定性滤纸过滤，放入称量瓶中，重量法计算单桶降尘通量值。3．2．3．2大气干湿沉降污染物含量的处理与分析(1)样品制备同上将集伞器内大于1mm左右的杂物去除，将桶内干湿降尘转移至250ml容量瓶中，并用去离子水冲洗3遍，以保证干湿降尘完全转移，定容至250ml。(2)分析监测混合液中的CODc，、NH3．N、TN、TP污染物浓度。3．3大气干湿沉降降尘通量3．3．1上海市降尘通量分析在过左10年，上海市的降尘污染有较为明显的改善，如图3．1所示。从全市来看，月平均降尘量由1998年的约15．5t／km2．M下降到2007年的低于8t／km2M，约减少了50％1621。 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究㈠一1一⋯一m一．’图3．1上海市近10年大气降尘月平均变化图3．2为上海市杨浦区2005、2006年的月平均降尘量变化，可以看出，杨浦区降尘量要高于全市平均水平，且降尘量在春季的3，4，5月份相对较多。相关研究表明，大气降尘的变化和气象因素紧密相关的。春季风大，有利于出现二次扬尘，另外降水对气溶胶的清除作用明显，因此降尘通量较高。^=●弋工＼=瑚；刊数1月2月3月4月5月6月7fl8月9月10月11月12月图3．2上海市杨浦区降尘月平均变化3．3．2不同采样点降尘通量比较分析由于大气干湿沉降存在时空变化，本课题研究考虑到降伞通量空问上的变化因素，在绿地、景观水体旁、马路边、工地及高空设置采样点，并结合时间变化，进行了冬、春、夏季的降尘通量研究。五个采样点从2008年1月～7月的降尘通量见表3．2，降尘量月均值及变化趋势如图3．3，3．4所示。表3．2五个采样点1～7月份降尘通最(单位：t／km2．M)l地点时I"8J一月三月四月五月ji疆七月I草地上句7．638．458．809．154．566．78_18^互．。互＼：删刊篷霸叹 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究中旬9．1l8．657．397．427．185．92下旬6．6912．10lO．926．7l6．298．04均值7．8l9．739．047．766．0l6．9l上千U6．127．587．458．853．457．23rfl句8．417．398．326．677．994．24水体旁卜．旬6．8610．549．507．046．089．46均值7．138．508．427．525．846．98上旬18．1420．8316．8515．4311．2315．12中旬15．119．5517．2312．6l11．5517．20马路下旬13．7721．4414．8512．7913．5316．12均值15．6720．6l16．3l13．8612．7716．15上旬26．2530．4522．2921．1214．8420．13中旬18．7326．7224．1317．5315．7618．94上地下旬25．6429．8221．Ol17．2717．9918．70均值23．5429．0022．4818．6416．1919．26上旬4．465．2l2．505．592．476．45巾旬4．366．784．174．633．847．02高空下旬3．547．836．962．742．975．55均值4．126．614．554．323．216-34一月三月四月五月六月七月图3．3五个采样点降尘通量月均值(单位：t／km2．M)19弘∞拍加坫加5O^享。己≤：趔露叵唧刊澄 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究5．00O．00草地水体旁马路工地高空图3．4五个采样点降尘通量6个月平均值(单位：t／km2．M)由图3．3、3．4可以看出：(1)五个采样点降尘通量区别比较明显，6个月平均降尘量T地>马路>草地>景观水体旁>高空。这是因为工地和马路岗围灰尘多、扬尘大，且粒径较大‘易沉降；而草地及景观水体旁降尘通量相近，周围空气质量要好于工地和马路，由于外界干扰造成的扬尘也较小；高空大气质量相对较好，且二次扬尘少，故降尘量最低。(2)从五个采样点的降尘通量半年内月变化趋势来看，峰值基本出现在3月，而在6月份基本上都会出现谷底值。研究表明【631，大气沉降与气象因子有关，主要是风向、风速和降水。风向的作用是在有风的情况下将空气中的尘粒吹向下风方向，达临界值的大风速可以将地面的尘土吹起，而降水兼有冲刷空中尘粒和湿润地面而减少降尘的作用。其中，降尘量与偏南风风向频率、3m／s以上风速的相关最好：降尘量与降水量、雨日数的关系基本相似，总的为正相关关系，但当达到一定值时，则为负相关关系。上海3月份偏南风频率、3m／s以．卜风速频率、蒸发量和气温居其他各类之首，降雨量、雨日数、温度中等，属多尘型天气。而6月降尘较低，和降水量多有很大关系，其次足偏南风频率减半，导致降尘量减少[641。20懈囫一一囫屠一一屠一Ⅻ囫一瑚囫^享。互＼：弩霉四．离钎遨 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究3．4大气干湿沉降中的污染物沉降通量3．4．1大气干湿沉降中的有机污染有机物在大气中广泛存在，是大气气溶胶的重要成分，尤其是在绌颗粒中，可占其干重的100／0,,-70％；但其含量变化较大，如在美国东部城市和农村地区，有机物占大气气溶胶细粒子质量的30％，而在美国西部城市中则高达30％-80％16引。根据其化学组成、溶解性及热力学性质，有机物分为水溶性有机碳(WSOC)、水不溶性有机碳(WINSOC)、挥发性有机碳(VOC)和不挥发性有机碳(-NONVOC)mJ。本研究所测有机物指标CODc，代表了大部分有机物，但有些不能被重铬酸钾氧化的有机物除外。试验期间5个采样点1～7月降尘中CODc，通量见表3．3、图3．5、图3．6所示。表3．3五个采样点1-7月份CODc，沉降通量(单位：mg／m2-d)地点时间一月三月四月五月六月七月上句52．6059．3927．7576．3349．7473．39中旬33．0058．2241．2260．5942．7385．61．草地下旬37．3l86．9564．7l85．0165．2588．64均值40．9768．1944．5673．9852．5782．55上{U52．1450．7524．7548．3652．】467．16中旬50．7748．2641．9559．4839．7275．66水体旁下旬33．4960．5050．0671．4647．1671．27均值45．4753．1738．9259．7746．3471．36一卜旬78．7888．0658．4885．24113．45125．72中旬68．25116．1938．96106．5899．4692．48马路下旬116．12111．89170．92113．0888．7l206．65均值87．72105．3889．45101．63100．54141．6l上旬40．3376．1l40．3354．0738．1063．34中旬48．3541．3944．0042．2849．7449．67工地下旬58．4773．1383．8559．4370．8559．58均值49．0563．5456．0651．9352．9057．53高中上旬32．3440．5621．9826．8832．3941．18中旬19．9746．0218．4336-3121．3933．32．卜．旬25．1l32．1619．6232．6121．2943．1l2I 第3章人工景观水体大气十湿沉降污染研究I地点时间一月三月四月五月人只七月I均值25．8039．5820．0131．9325．0239．2l一月三月四月五月-／’i月七月图3．5五个采样点CODc，沉降通量(单位：mg／mLd)f120．00口N100．OO草地水体旁马路上地高空图3．6五个采样点CODc，沉降通量六个月平均值(单位：mg／m2．d)从五个采样点的大气CODc，沉降通量入个月平均值来看，五点I．白J差别较大，CODc，沉降通量马路>草地>景观水体>工地>高空。大气二I：湿沉降中的：fi-OL物量和大气降尘中有机成分的排放源有关，包括人为排放源和自然排放源。人为排放源又可分为固定源和流动源。固定源主要包括锅炉及家庭燃烧(煤、油、小柴)、垃圾焚烧、工业活动、木炭烧烤和烹调等过程：流动源主要指交通源(汽车尾气等)排放。自然排放包括草地、森林等排放的挥发性有机物主要包括异戊二烯、ft．蒎烯、D蒎烯、柠檬烯等167|。靠赤峰路密云路口的马路边上人为排放源既∞们加∞觚狃n一1．p．N喧．暑眦一咧冒澄嚣oouO0O0O0O08642昌．暑mv犁曰捌冒进嚣凸ou 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究包括了交通源，边上又有不少餐饮店排放的烹调油烟等，因此CODc，沉降通量远远大于其它采样点。从月变化趋势来看，有机物沉降通量在7月份达到最高值，4月份和6月份相对较低。这是因为大气jr湿沉降中的有机物沉降通量和气温有着较为密切的关系，随着气温的升高，有机物从地面向大气的输送量明显增多，造成大气中有机物含量的增加，相应带来沉降量的增加。另外，和风速、风向、降雨量也有一定关系，4月及6月偏南风频率减半造成降尘量的减少，6月降雨量剧增对地面的冲刷作用导致大气中有机物含量的减少，使得CODc，沉降通量下降。3．4．2大气干湿沉降中的营养盐氮氮是构成生物体内蛋白质和氨基酸的主要组分，也是很多浮游植物生长的限制性因素，突发性降雨或沙尘的大量氮营养盐输入可能会使藻类迅速繁殖，甚至引发水体富营养化。在水体中，氮主要以溶解态N2、无机氮化合物和有机氮化合物等形式存在。大气中无机氮化合物主要包括气态的HN03、NH3和气溶胶中的NH4+1681。实验测定l～7月份5个采样点TN沉降通量及变化趋势见表3．4、图3．7。表3．4五个采样点l～7月份TN沉降通量(单位：mg／m2·d)地点UJ问一JH_二月pU月五』j六月七JjI二句1．853．474．236．993．015．10q]句3．334．1l7．605．073．477．08草地下旬2．224．885．1J6．274．998．03均值2．474．165．656．1l3．826．74I-旬2．503．074．455．802．523．37．中旬4．193．336．384．364．024．75水体旁下旬I．984．325．576．944．459．04均值2．893．575．475．703．665．72上匈4，207．987．606．196．9411．04中旬6．086．4712．2210．425．579．15马路下旬6．767．658．4210．296。6l7．8l均值5．687．379．418。976．379．33 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究地点时间一‘月三月四月五月六月七月上旬2．444．226．3l3．593．265．00中旬3．094．7l6．074．964．383．89工地卜．干U3．674．054．437．164．634．85均值3．064．335．605．244．094．58上旬1．8l2．273．612．282．723．26中旬3．043．565．374．384．355．34高空下旬3．4l4．222．245．023．325．34均值2．753．353．743．903．464．65一月三月四月五月六月七月图3．71i个采样点TN沉降通节(单化：mg／m2-d)由表3．4及图3．7可以看出，TN沉降通量马路边最高，草地、水体旁及工地相近，高空最低。马路上汽车排放的尾气含大量氮氧化物NOx(N02和NO)来源于石油等化石燃料的高温燃烧(>100"C)，另外，NOx与一些挥发性有机物发生光化学反应生成含氮杂环、多环芳烃、硝酸酯类化合物，女lI硝酸过氧乙酰(PAN)169】。造成马路边氮排放量多，马路边TN沉降通量高。另外，TN沉降通量的月变化基本上为4、7月份最高，l、6月较低，这主要是气象因子综合作用的结果。随着温度的上升，TN从地表向大气的输入量增加因而沉降量增大，而6月份由于降雨对地面及大气气溶胶的冲刷作用而减少。对于浮游植物的生化过程来说，NH4+．N无需改变价态便可以在酶的作用下被吸收合成氨基酸，通常认为浮游植物首先吸收NH4+-N，当水体中的NH4+-N几乎被耗尽时才会大量吸收N03．N。因此，水体中NH4+-N含量对浮游植物对生24∞O98765432一I_∞．甲置．∞目v槲m蝌|}澄w将z卜 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究长繁殖具有一定影响【701。本试验测定了大气干湿沉降中NH3．N的沉降通量，计算其在TN中的百分比，如表3．5、图3．8所示。表3．5五个采样点l~7月份NH3．N与TN沉降通量(单位：mg／m2．d)地点NH，．NTN百分数(％)草地1．074．8222．13水体旁O．954．5021．08马路O．827．8510．39工地0．854．4819．0l高卒0．743．6420．27草地水体旁马路工地高空图3．8五个采样点NH3．N、TN沉降通量六个月平均值(单位：mg／m2·d)大气L{-的NH3．N(NH4+)主要来自于动物废弃物的腐烂、土壤中化学肥料分解挥发和生物燃烧，另外，N}-14+几乎全部以NH4N03(s)等细粒子(finefraction)气溶胶的形式存在17l】，重力沉降速率较小，因此NH3．N含量较低，约占TN的20％，马路上NH3．N含量低，而TN很高，故NH3．N只占了TN的10％左右。3．4．3大气干湿沉降中的营养盐磷大气中的磷丰要来自于自然源的土壤和岩石风化，另外人类活动(in燃料燃烧、工业生产)产生的气溶胶颗粒也是磷的来源。由于和氮的来源不同，磷通常存在于一次气溶胶颗粒中，且在大气的形态比较稳定。但是，不同地区和来源的气溶胶中，磷的形态和溶解性有很大差别。5个采样点TP沉降通量及月变化趋势见表3．6、图3．9、图3．10所示。表3．6五个采样点1-7月份TP沉降通帚(单位：I．tg／m2．d)∞∞∞∞∞∞∞∞∞∞98765432l0一l_≈．甲Ⅲ．∞Ⅲ)翠S．軎熠盘嚣_】菩 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究地点时间‘月三月四月五月人R七月上旬208．22396．13595．34517．8l575．34624．66中旬265．75271．23336．99309．59901．37草地下旬367．12849．32554．70575．3439】．78824．66均值280．37505．56495．67476．71425．57783．56上旬243．84339．73473．9l452．05605．48326．03中旬178．08252．05663．0l339．73542．47728．77水体旁下旬432．88490．4l615．47424．66457．53901．37均值284。93360。73584．13405．48535．16652．05上旬983．561409．5l1954．231783．562002．742000．00中旬1306．852005．482857．532498．631728．771931．5l马路下旬1676．7I1980．822222．893112．331400．OO2904．II均值1322．37l798．602344．882464．841710．502278．54I：旬578．08999．091289．671065．75854．791282．19中旬890．4l695．896lO．96923．29854．79884．93工地下旬816．441131．5l884．74794．52663．0l1520．55均值761．64942．16928．46927．85790．871229．22上旬131．5l189．26487．47216．44342．47295．89中旬216．44268．49361．64331．5l208．22421．92高空下旬238．36331．51348．25334．2524I．IO561．64均值195．43263．09399．12294．06263．93426．483000．OO一2500．00口℃2000．00∞三1500．000．00～月三月四月五月六月七月图3．9五个采样点TP沉降通量(单位：I．tg／m2．d)260O0O5：軎霄壁蟋d上 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究二、2500．00≈甲2000．00草地水体旁马路工地高空图3．10五个采样点TP沉降通量六个月平均值(单位：I_．19,／m2．d)由上表及图可以看出，TP月变化趋势除马路外，其余四个采样点平坦，这主要和大气中磷的来源有关，马路旁的TP含量最高，主要来自汽车燃料的燃烧排放，l、3、4、7月份随着气温的升高沉降量随之升高，6月份由于受到降雨的影响而降低：另外，工地的TP来自于小颗粒岩石而呈现较高水平；景观水体及高空没有同定磷源因此TP含量较低。另外，罗军等172J在大气中氮磷及重金属沉降对太湖水质的影响研究中，通过对总磷的输入流量的估算，磷的干沉降为0．44kg·ha-1．yearl(相当于120．55I-tg／m2-d)，湿沉降的年通量为0．33kg·ha'1．year。(相当’T90．4l!ug／m2-d)，故大气总磷的沉降通量为0．76kg·ha-Z．year-1r(相当于210．96pg／m2．d)。相比于其研究结果，本试验所测得TP值明显高于其测定值，原因在于上海市较太湖所在地区人类活动(工业生产、燃料燃烧)更为频繁，因此大气气溶胶中所含TP偏高、沉降晕大。3．5大气干湿沉降对人工景观水体的影响研究3．5．1大气干湿沉降对人工景观水体影响估算3．5．1．1人工景观水体大气千湿沉降的月累积量通过对l～7月份大气干湿沉沉降监测结果可知，大气降伞中有机物、营养O0O0O5O5l1．望vg霹’軎阁遨蟪} 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究量氮和磷均较为可观，根据监测结果，通过计算可得到一个实际的人工景观水体中由于大气干湿沉降引起的污染物浓度的月累积量。大气于湿沉降对景观水造成的污染物浓度的月平均累积量C=污染物沉降通量Rx时间T(30天)÷水深H，即：C=R×T÷H(3．1)其中T=30d，污染物沉降通量R取l～7月降尘通量及污染物通最的·、|广均值，R值计算结果如表3．7所示。表3．7五个采样点6个月平均大气干湿沉降及污染物通量降尘通量CODc，TNNH3一NTP地点(t／kmz．M)(mg／m2．d)(mg／m2-d)(mg／m2．d)(mg／mLd)草地7．8860．474．821．070．49水体旁7．4052．504．500．950．471§路15．89104．397．85O．821．99工地21．5255．174．48O．85O．93高空4．8630．263．640．74O．31人工景观水体属于浅水水体，一般水深在O．5"-'2．0m，根据大气干湿沉降对景观水造成的污染物浓度的月平均累积量公式(3．1)以及大气干湿沉降在不同地点沉降通量的监测值(见表3．7)，分别估算大气干湿沉降对位于绿地内、马路边及工地施工带旁的人工景观水体中CODc，、总氮、总磷浓度的月平均累积量，见表3．9。表3．9大气千湿沉降的月甲均累积最水深CODc，总氮总磷地点(m)(mg／L)绿地内人工O．53．620．2900．0294l1．8lO．145O．0147景观水体20．9l0．0730．0074马路旁人工O．56．260．47lO．119l3．130．2360．0597景观水体21．57O．1180．0299施’I：带人工0．53．3l0．2690．0558l1．66O．1340．0279景观水体20．830．06720．0140由上表可见，对于大气干湿沉降带来的人工景观水体中污染物的累积量来说，其最明显的特征就是与水体水面面积无关，而只与水深正相关，水深越浅， 第3章人工景观水体大气干湿沉降污染研究水质越容易受到大气干湿沉降的污染：另外，人工景观水体中CODc，、总氮、总磷浓度的大气干湿沉降月平均累积量马路旁>绿地内>施工带。3．5．1．2人工景观水体重富营养化污染时间大气二F湿沉降造成景观水体水体达到重富营养化水平的污染时间T也可通过推导估算求得。水中污染物总量Ql=污染物的浓度C×水体体积V，即：g=CxV(3．2)降尘污染物总量=污染物沉降通量×水体面积x时间，即：织=RXSXT(3．3)●一‘假设景观水体的外源污染只有大气干湿沉降的污染卜．达到重富营养水平，此时，污染物浓度C=环境容量P，QJ=Q2，可得：g=PxV(3．4)尸×V=R×SxT(3．5)T=PxIf÷R(H——景观水体水深)(3．6)根据式(3．6)，污染物通量R根据表3．7已知，H为0．5～2．0m水深的人工景观水体达到重富营养化的污染事件T的求解只需知道环境容量P值。本试验提卅的环境容量P是指人工景观水体在不发生重富营养化的前提下，假设其本底值为0时，水体所能接纳的污染物的最高含量。景观水体相关水质标准、适用于我国水体富营养化评价标准，及据此得出的景观水体环境容量值见表3．8。表3．8景观水体水质标准及环境容量CODc，氨氮总氮总磷叶绿素A指标(mg／L)(mg／m3)《地农水环境Iv类≤30S1．5≤1．5曼O．3质最标准》(GB3838．2002)V类gO虫．OS2．0-<0．4重富营养>lO>2．0>O．2>65施川找四水似=百霄乔富营养S10≤250．2565化评价标准中富营养g卯．5l，m≠3n)，这些铝的多核络合物往往具有较高的正电荷和比表面积，能迅速吸附水体中带负电荷的杂质，中和胶体电荷、压缩双电层及降低胶体芒电位，促进了胶体和悬浮物等快速脱稳、凝聚和沉淀，表现出良好的除磷效果。磷的化学沉淀分为4个步骤：沉淀反应，凝聚作用，絮凝作用，固液分离。近年来，随着混凝、过滤理论及其工艺技术的成熟，微絮凝深床直接过滤工艺在国外得到迅速发展。微絮凝深床直接过滤是将混凝和过滤两个操作单元有机综合为一体的新型工艺技术，省去了絮凝沉淀、澄清过程。在该工艺中，向原水中加入絮凝剂后经快速混合，形成小而密的絮体，微絮凝体穿过滤料层表面，进人滤层中间，在滤层中，水中微絮凝絮体依靠均质滤料间隙中产生的微涡旋及絮体与滤料间的碰撞吸附作用，在滤层中逐渐增长并被截留在滤床中。因此，微絮凝过滤比一般过滤法增人了含污层的厚度，即增加了滤池的截污能力，提高了处理效果【78l，179】。因此，微絮凝强化除磷工艺利用化学除磷原理以微絮凝过滤丁艺为依托，能弥补曝气生物滤池工艺对磷去除效果不佳的弊端，实现了高 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究效除磷的目的。4．1．3二级组合滤料曝气生物滤池脱氮原理曝气生物滤池脱氮的机理主要靠微生物的降解作用，污水中氮的存在形式以有机氮和氨氮为主，首先有机氮通过氨化作用可以转化成氨氮，然后通过好氧自养茼的硝化作用将氨氮氧化成硝酸盐氮，再通过厌氧异养菌的反硝化作川将硝酸盐氮还原成氮气从水中逸卅而得以实现。其中，硝化菌对环境的变化很敏感，为了使硝化反应进行正常，就必须保持硝化荫所需要的环境条件，如溶解氧、温度、pH值等；而要取得良好的反硝化效果，应使反应器中具有良好的缺氧状态f801。单级曝气生物滤池对总氮的去除依赖滤池内的同步硝化反硝化，在处理景观水体时，曝气生物滤池内由于低基质浓度的贫营养环境难以形成厚实的生物膜，在控制曝气量满足硝化反应所需溶解氧(DO>2mg／L)的条件下，整个滤池基本处于好氧环境，生物膜内部难以形成严格的厌氧区(DO<0．2mg／L)，导致总氮的去除率并不高。活性炭．沸石组合滤料BAF通过沸石对氨氮的物理吸附和微生物降解作用能获得良好的氨氮氧化效果，利用此优势，后置反硝化滤柱将反硝化脱氮进行强化，则可以在脱氮方面充分发挥曝气生物滤池的处理效能。因此，二级组合滤料曝气生物滤池工艺通过活性炭．沸石滤料组合对水中有机物、氨氮等污染物质进行高效去除的同时，利用微絮凝化学除磷工艺和强化反硝化实现了深度除磷脱氮的口的。但针埘该工艺的研究，特别是对该工艺在景观水体水质控制领域中的试验研究很少。本课题所进行的采用微絮凝强化除磷二段组合滤料曝气生物滤池工艺处理人工景观水体的试验研究，为曝气生物滤池的进一步发展完善及工程应用提供依据，也为人工景观水体的水质控制技术开辟了新的途径。4．2试验装置及方法4．2．1试验装置本课题试验研究中，为对比活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料BAF工艺 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究对不同污染负荷景观水体的处理效能，确定曝气生物滤池最佳滤料，试验装置采用3根结构尺寸相同的不同滤料BAF滤柱进行平行对比研究，分别为：l}}为活性炭曝气生物滤柱，2群为沸石曝气生物滤柱，3}}为活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤柱，如图4．1所示；为提高BAF去除总氮效果，在单级组合滤料BAF的基础上，增加4群反硝化滤柱，与3撑组合滤料BAF滤柱形成二级组合滤料曝气生物滤池试验装置，如图4．2所示。四根滤柱均为有机玻璃材质，内径100mm，柱高3000mm，柱底装填100mm的砾石作为承托层，滤料层高1300mm，1拌活性炭滤柱采用01mm×4mm的柱状活性炭，2jfj}沸石滤料粒径2"--'3mm，3}}滤柱由于活性炭和沸石两者的密度差异及反冲洗条件要求，上层为活性炭滤料，下层填充沸石滤料，上层炭高650mm，下层层高650mm，4拌反硝化滤柱采用Olmmx4mm的柱状活性炭。一墓堑，活性炭墨，沸石纰合填幸}嚣：＼虹囊【～量【止。‘。—。—。。—-。。一】【雾f1．．．．．1一H-Q!土篙森才1，、n卜／锸E扪}n出赵虮上。j。⋯且，1一矿、澄、，一r、澄．W水1#活性炭BAF提升泉加药装置己#沸石BAF提升泵加药装置储水箱加药装兄提升泵3#组合j；亢料BAF试图4．1单级曝气生物滤池滤料比选装置加约装置挺,rt。泵3#11i合J；fi料BAF储水箱提升象4#反硝化BAF图4．2二级组合滤料曝气生物滤池试验装置 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究4．2．2试验方法4．2．2．1曝气生物滤池运行操作(1)挂膜培养阶段ljfI}、2≠f、3≠}三根曝气生物滤柱于2008年4月1日安装调试完成后，存相同的试验条件下进行自然挂膜培养，平均水温约l8．2℃，滤柱进水经跌水充氧后溶解氧约6-7mg／L。由于在生物膜培养期内，滤速过高易对尚未成熟的生物膜产生冲刷，不利于炭粒表面生物膜的形成，挂膜期间滤柱连续流控制滤速为1m／h左右，空床停留时间约78min，进水量为7．8L／h，定期测定进出水水质状况。(2)稳定运行阶段整个稳定运行阶段可分为两个阶段，第一阶段为三根不同滤料单级曝气生物滤池平行对比试验研究。第二阶段为二级组合滤料曝气生物滤池工艺试验研究。第一阶段：三根滤柱挂膜培养成功后，在平均水温约18～31℃，滤柱进水经跌水后溶解氧约6-7mg／L下，分别考察气水比l：I，停留时间为40min(即进水量为l5．6L／h)的工况下，通过三好坞景观水与城市生活污水的按比例混合模拟不同污染程度景观水体，考察活性炭、沸石、活性炭．沸石组合三种不同滤料BAF对不同稗度景观水体的污染物去除效果及抗冲击负荷能力，确定BAF处理景观水体最佳滤料。第二阶段：为了提高系统的脱氮除磷效果，经过第一阶段的滤料比选试验研究后确定3撑活性炭．沸石组合滤料BAF为二级曝气牛物滤池的A段，4≠f活性炭滤柱作为反硝化滤柱(8月底完成挂膜)。4j!f滤柱串联于3{!jf滤柱后，即3拌滤柱出水作为4≠}反硝化滤柱的进水。试验期间平均水温25～35℃，3≠}滤柱进水经跌水后溶解氧约6-7mg／L，4撑滤柱滤层间溶解氧约0．3-0．8mg／L。先确定3拌组合滤料滤柱的最佳运行工况参数：水力负荷、气水比、除磷药剂投加系数，3≠}滤柱与4存滤柱串联后，改变4存滤柱水力停留时间分别为25min、40min、78min，考察4拌滤柱的反硝化效果；向4拌滤柱进水投入葡萄糖，以增加反硝化反应需要的碳源，研究碳源对生物活性炭滤柱反硝化的影响。除磷药剂投加流程：取用容量为50L的配药箱(药剂每两天配制一次)，通过计量泵将药剂投加入进水泵的进水管处，依靠进水泵实现水与药剂的充分混 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究合，加药速率为lL／h。取用容量为50L的配药箱(药剂每两天配制一次)，通过计量泵将药剂投加入进水泵的进水管处，依靠进水泵实现水与药剂的充分混合，加药速率为lL／h。加药量以投加系数计，投加系数指去除每摩尔的磷所需的铁或铝的摩尔数量，即：I]=molFe或molAI／molP。根据不溶性磷盐形成的化学反应式，去除lmoi(319)P至少需要lmol(569)Fe，或者约1mol(279)的彳，。也就是说去除lgP至少需要1．89的尼，或者0．99的彳，181]。由于实际反应并不是100％有效进行的，加之OH一会与金属离子竞争反应，生成相应的氢氧化物，而大大降低了对特征污染物质的去除效果。所以实际投加时，往往需要加大药剂投加量，以保证达到所要求的出水磷浓度。本试验采用月，@．6H，0作为投加除磷药剂，投加系数取23、16、8。4．2．2．2试验滤料分析(1)滤料主要性能滤柱采用柱状活性炭及沸石两种材料作为曝气生物滤池滤料处理景观水体的试验研究，试验用活性炭及沸石主要性能分析如下：①活性炭活性炭外观为暗黑色，具有良好的吸附性能，比重比水轻，是多孔性的疏水性吸附剂。其主要成分是无定型炭，还有少量的氢、氧、氮、硫及灰分。颗粒活性炭具有巨大的比表面积和较大的空隙，是一种良好的吸附剂，用于给水处理庄要去除溶解性有机物、嗅味、微污染物质等。但活性炭吸附性能受其本身特性和吸附质性质的影响，且随炭使用时间的延长，吸附效果也会发生变化。滤柱内活性炭滤料采用上海活性炭厂生产的柱状煤质活性炭。其主要性能指标见表4．1。表4．1试验用活性炭丰要性能指标碘值吸附值四氯化碳吸附率干燥减量灼烧残量耐磨强度指标(mg／g)(％)(rain)数值750／l05050／705max8／1590②沸石沸石是一种骨架状结构的多孑L性含水硅铝酸盐矿物的总称，它包括三十多种含沸石水的钙、钠以及钡、钾的铝硅酸盐矿物。其化学通式⋯可表示为：39 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究【M(I)．M(II)】．Ai203．nSi02．mH20，式中M(I)和M(II)分别为一价和二价金属(通常为钠、钾、钙、银、钡等)，n为沸石的硅铝比，一般n=2～10(含烷基钱离子的沸石硅铝比可达20以上)，m=0～9，为水分子数。构成沸石骨架的最基本结构是硅氧(Si04)四面体和铝氧(A104)四面体。在这种四面体中，中心是硅(或铝)原子，每个硅(或铝)原于的周围有4个氧原子，各个硅氧四面体通过处于四面体顶点的氧原子互相连接起来，形成所谓的巨大分子。沸石在我国分布厂。且储量大，较易开采。其比表面积巨大，具有良好的吸附、交换性能，并且还是一种极性吸附剂，-口J‘以吸附有极性的分子和细菌，尤其对细菌有富集作用，故沸石也是一利-理想的生物载体。(2)BET法滤料比表面及孔径分布通过FineSorb3020BET仪对试验用活性炭和沸石滤料进行滤料比表面积及孔径分布分析，其孔径分布与孔容积、比表面积的大小及孔数量关系分别见图4．3、图4．4、图4．5、图4．6。}11．31010．1799．048奄7-917～6．786吕s．65E皂4．524登。-。，。．J2．Z62h、1．13l‘0．000·：0．007S．60lSl．20226．8030Z．40；孔径(埃)．图4．3活性炭孔释．孔比表面积分们J“硼帮⋯。§’∞娶群；．UhO．Z。00I一奠7．．．。¨一I■一*捌⋯⋯土⋯j．I叭te，¨一¨⋯．1“一*“⋯⋯¨。⋯j．1黜球j：：：}：：：譬：|：：：：}：：{：：{：{：j：{：|二：：：：：：：|：：：：弘割|||f；菩睦三蓦蚕囊囊量乏三扩。o．03l-¨一．．．■一l“．“#o⋯阜⋯j．I．!o．ooooLj▲：土▲▲j—L■上4———L▲—一：ZO50200：孔径(埃)’3图4．5活性炭孔径．孑L数量矩形图}：_●●●●：点l_诲⋯一～心■●●．●▲●·‘，‘0．007S．60151．ZO226803024037801．孔径(埃)；“⋯⋯二⋯：．．．t图4．4沸石孔径．孔比农面积分斫j∞·，．471-01e．5ZX-047．58F04儡6．631-048s．6e|．04拦‘·74I’o‘氟3·79X。04．鬲2．e‘E．04l-891-04≥9．471‘OS，0．ooIi+00孔径(埃)}图4．6沸石孔径-孑L数量矩形图 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究4．2。试验用活性炭与沸石材料比表面积、微孔比表面积、微孔体积等参数见表表4．2试验用活性炭与沸石材料BET比较材料活性炭沸1i总比表面秘(m2／g)84043．16微孔所占比表面积(m2／g)83027．45微j'LLL农面积所占比例(％)98．863．6总孔体积(cc／g)O．3380．0925微礼所占体积(cc儋)0．33l0．0144微孔体积所占比例(％)97．915．6‘I‘均孔径(nm)1．6l8．54．2．2．3试验水质试验原水取自同济大学三好坞人工景观水体，试验期间三好坞景观水体水质情况及相关地表水水质标准和适用于评价我国富营养化水体的水质标准见表4．3。表4．3三好坞景观水体水质状况浊度CODc，总磷叶绿豢A指标氨氮(mg几)总氮(mg／L)(NTU)(mg／L)(mg／m3)最大值20．531．21．543．350．4466．3最小值4．111．90．181．2lO．259．0、I，均值8．92l-20．432．20O．3535．5《地衷水环境质IV类冬30S1．5郢．3最标准》V类掣OS2．012．0S0．4(GB3838．2002)适用我幽水体富营匹富营养>10>2．0>O．2>65裔营养!10S250．2165养化评价标准。lJ亩营养g10．510．05≤10由上表可见，与一般景观水体水质(基本属于V类或劣V类)相比，三好坞景观水中COD、氨氮含量等指标偏低，考虑到生活污水经处理后的再生水常作为景观水体的补水水源，本试验采用向三好坞景观水中适当投入曲阳污水处理厂生活污水以增加进水污染物浓度，混合后的试验用水满足景观水体研究要4l 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究求。试验时将三好坞景观水与城市生活污水的按不同比例混合分别模拟低污染、中污染、重污染程度景观水体，混合后试验水质见表4．4。表4．4低、中、苇污染程度模拟景观水体水质指标低污染t}一污染币污染范围9．8～20．216．3～3I．9I7．8--38．9浊度(NTU)均值14．521．431．8范围28．3～45．738．4～62．845．8～78．2CODc，(rag／L)均值33．548．566．1范围1．85～3．0l2．97～5．234．67～7．22NH3-N(mg／L)均值2．254．035．89范围2-35～5．224．2l～7．195．71～8．6l总氮(mg／L)均值3．125．227．32范围0．56～0．820．67～0．9lO．82～1．3l总磷(mg／L)均债0．680．941．2l范用3】．2～6J．542．J～72．158．9～88．1叶绿素A(mg／m3)均值46．365．776．8由表4．4可见，根据《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)，试验期间，试验原水(低污染、中污染、重污染程度模拟景观水)中CODc，、氨氮、总氮、总磷平均浓度均高于地表水V类水体水质标准，为劣V类水体。氮、磷、有机物是衡量水体富营养程度的主要水质指标，根据适宜我国水体富营养化评价标准，试验用水已处丁．重富营养水，lz，研究成果的应用具有可行性和推广价值。4．3挂膜培养生物膜生物反应器挂膜的方法主要包括人工挂膜法和动态培养自然挂膜法。人工挂膜法需要引进菌种，并向水中投入促进微生物生长的营养物质，使微生物富集生长在滤料上，并形成生物膜；动态培养自然挂膜法不需要引进菌种与投入营养物质。本试验研究中，滤柱的启动采用连续进水动态自然拄膜方式。生物处理一般以有机物或氨氮去除率作为判断生物膜是否成熟的标准。本试验原水为景观水体，微生物去除的主要对象是有机物及氨氮，因此，以有机物及氨氮等特征污染物达到高效稳定的去除率作为生物活性炭滤柱成熟的标志。42 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究4．3．1挂膜期内对CODc，去除效果及比较分析培养阶段，试验原水中的自然菌种与空气微生物附着在炭粒上，以水中的有机物为营养，生长繁殖。滤料上的微生物量由少变多，逐渐形成一层带粘性的微生物薄膜。有机物的生物降解主要以异养型微生物的新陈代谢来实现。培养阶段活性炭、沸石、组合滤料BAF对CODCr去除效果的比较，以及活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池对CODcr的处理效果，分别见图4．7、图4．8。807060≤50∞540宕30u2010Ol23456789101l1213141516171819202l运行天数(d)网4．7三种不同滤料BAF挂膜阶段对CODc，去除效果比较12131415161718192021运行天数(d)图4．8活ft-：炭．沸石组合滤料BAF挂膜阶段对CODc，去除效果活性炭属于微孔结构，比表面积巨大，能对水中的有机物有很强的吸附作用，沸石属于介孔结构，表面带正电，能吸附极性分子有机物。但在培养初期，由图4．7、4．8可见，三种滤料BAF对CODc，的去除效果均不高，且波动幅度较大，可见滤料对水中有机物的吸附作用受到了抑制。这与滤料的吸附特性及原水水质有关。活性炭微观结构中孔径小于2nm的微孔为起吸附作用的主要部分，活性炭内起吸附作用的孔直径(D)是吸附质分子直径(d)的1．7～2．1倍，沸石舳加∞∞仰∞加加一水一*篮悄o舳∞们加O屯叫咱cP 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究的平均孔径为8．5nm，最佳吸附范围是D／d=3～6。而天然水中的有机物大多以腐殖质形式存在，这些物质的分子量大约为几百至几十万，因此，颗粒活性炭及沸石并不能将水中的有机物全部吸附。加之试验原水为富营养化严重的景观水体，水中含有大量颗粒态有机物，因此，活性炭及沸石对有机物的吸附作用大大降低，培养初期对CODc，的去除效果1i理想。随着滤料表而生物膜的培养成熟，微生物对有机物的降解作用渐渐显现，CODc，去除率曲线总体呈t．Yl‘趋势，培养后期，组合滤料、活性炭BAF对CODc，的去除率可基本维持于60％左右，沸石BAF对CODc，的去除率效果略低，约为50％。4．3．2氨氮的处理效果培养阶段，三种不同滤料BAF对NH3．N去除效果的比较以及活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池对NH3．N的处理效果，见图4．9、图4．10。lOO80差60蓑402003＼bc占磁域—卜活性炭—唔一沸石⋯o⋯活性炭+沸石123456789101112131415161718192021运行天数(d)图4．9三种不同滤料BAF挂膜阶段对氨氮去除效果比较图4．10性炭．沸石组合滤料BAF挂膜阶段对氨氮去除效果44192021运行天数(d)0O0Om∞∞如加O屯叫咱唱432lO 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究由图可见，在挂膜开始阶段，沸石滤料和活性炭．沸石组合滤料BAF由于沸石对氨氮具有离子交换和吸附作用，因此其启动过程中对氨氮的去除不同于活性炭BAF，启动期间NH：一N的去除效果良好。图4．10显示了滤池启动期间活性炭．沸石BAF对NH：一N的平均去除率高达73．34％，而相同条件下，活性炭BAF的氨氮去除率仅为30％左右。在启动初期，沸石滤料BAF和表面并未形成硝化生物膜，沸石对NH：一N的高去除率主要是由于离子交换作用造成的，但是沸石的离子交换存在饱和吸附容量，图4．9表明，约6天左右，组合滤料离子交换NH：一N的能力就基本达到饱和，NH]一N去除率开始突然下降，而沸石滤料则在运行lld后才达到吸附饱和，这是因为组合滤料BAF的滤柱高度仅为沸石柱的二分之一，理论吸附容量也应为沸石梓的一半。随着时间的进一步延长，由于硝化荫数量的进一步增加，NH：一N的去除主要以生物硝化为主，氨氮的去除率逐渐上升，至三周左右，硝化菌的数量基本趋于稳定，沸石滤料、组合滤料、活性炭滤料对氨氮的去除效果分别为75．4％、71．3％、64．1％，此时可认为生物膜已基本成熟。4．4人工景观水体曝气生物滤池滤料比选研究为考察沸石滤料、活性炭滤料、活性炭．沸石组合三种滤料曝气生物滤池对人工景观水体的处理效果及其抗冲击负荷的能力，比选最佳滤料，本试验通过向三好坞景观水中投加不同配比的生活污水模拟低污染程度的景观水体进行了模拟低污染、中污染、重污染程度景观水体水质，试验用水水质见表4．4。4．4．1不同滤料BAF对CODc，去除效果及分析本试验期间，温度在26～33℃，三根滤柱在相同条件下运行，控制气水比为l：l，停留时间为40min，滤速2m／h，三根滤柱对有机物的去除效果．如图4．1l所示。45 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究100803瓷60三吕40U20O10080瓷60暑40U20O80％70％60％50％40％30％20％10％O％02468101214161820222426283032343638(a)活性炭一沸石BAF运行人数(d)O2468101214161820(b)活性炭BAF80％70％60％50％40％30％20％lO％0％222426283032343638运行天数(d)70％60％50％40％30％20％10％O％O2468101214161820222426283032343638(c)沸石BAF运行天数(d)图4．1l不I司污染负荷下三种滤料对COD去除效能由图可见，随着COD负荷的增加，三根滤柱对COD去除率均呈上升趋势，可见三种滤料对有机物的冲-fi负荷都有一定的适应能力，且在三种滤料曝气生物滤池的处理能力范围内，出水较为稳定。这是原因为降解有机物的异养菌比增长速率快，对环境的适应性强，故对COD表现出一定的耐冲击负荷的能力。其中组合滤料及活性炭的耐COD冲击负荷的能力更强，对低、中、重度污染模拟景观水体的COD去除率分别为48．2％，58．1％，67．4％及51％，60．1％，69．4％，三种负荷下COD出水水质均低于25mg／L，满足Ⅳ类水质要求，而相|一条件下，∞∞加∞加如如加加0一J＼∞I【【)oou 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究沸石生物滤柱对COD的处理效果则相对较低，分别为44％，54％，59％，在重度污染情况下COD出水水质则不完全达标。三种滤料对不同负荷COD的去除效果可见，活性炭效果最好，组合滤料与其接近，而沸石滤料则较差，其从微生物学及动力学角度的解释可见第五章5．4----5．6。4．4．2不同滤料BAF对氨氮去除效果及分析3＼b05域腻3＼∞S酶聒三根滤柱对不同负荷氨氮的去除效果，如图4．12所示。90％80％70％60％50％40％30％20％10％0％02468101214161820222426283032343638(a)活性炭一沸石BAF运行天数(d)02468lO1214161820222426283032343638(b)活性炭BAF4780％70％60％50％40％30％20％lO％O％运行大数(d)87654321O 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究0246810lZ14161820222426283032343638(c)沸椰AF运行天数(d)表4．12NH4+-N浓度对其去除效果的影响由图4．12可知，组合滤料、活性炭滤料、沸石滤料对氨氮的冲击负荷表现不同的特性，随着氨氮负荷的升高，活性炭滤料BAF对氨氮的去除牢呈下降趋势，分别为683％，57．8％，56．2％，在氨氮负荷突然升高的前几天，氨氮的去除率下降最为明显，这主要是因为活性炭对氨氮的去除作用主要是通过生物膜上的亚硝化、硝化细菌的降解作用，而亚硝化、硝化细菌对环境十分敏感，比增长速率也较小，不可能再短期内实现快速增长，随着亚硝化、硝化细菌对环境的适应，氨氮的去除率逐渐上升。而相同条件下，沸石滤料及活性炭．沸石组合滤料BAF则表现出了对耐氨氮冲击负荷的特性，对不同负荷氮氮的去除效果十分稳定，分别为80．3％，82．1％，85．6％及73．8％，76．6％，80．3％。这主要是凶为沸石对氨氮有一个离子交换作用，其机理可阐述为：沸石滤料一方面作为离子交换剂与废水L}|的氨发生离子交换作朋，另一方面作为硝化菌生物膜载体，为微生物提供生长的介质，粘附在沸石表面的硝化菌生物膜吸收废水中的氨氮使其转化为硝酸盐。沸石曝气生物滤池玄除氨氮主要涉及两类反应：离子交换和硝化反应。根据氨氮负荷的不同，把沸石曝气生物滤池对氨氮的去除划分三个阶段：正常氨氮负荷，氨氮负荷增加，氨氮负荷降低，三个阶段以及各阶段发生得主要反应如表4．5所示。表4．5沸石去除氨氮的三个阶段氨氮变化阶段图示发乍f门反应正常氨氮负荷双f_离子交换反应：ZX+N／-／．『ZNH．+X。时间硝化反应：M：+202一～g+2Ⅳ++H：0吣％加舳∞们刎吣87654321O一1／誉一球罐 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究氨氮变化阶段图尔发生的反应增加氨氮负荷馥f』_离子交换反应：泓+NiljZNH．+X‘时J吲硝化反应：Nil：+2D2一NO；+2H++H：0降低氩氮负荷黥f卜离子交换反应：ZX+Nil：ZNH．+X‘时面硝化反应：NH：+2q_uo；+2H++H：0沸石曝气生物滤池达到稳定运行时，以正常的氨氮负荷进水，此时离子交换反府达到动态平衡，主要是以硝化反应为主，氨先被Ⅱ硝化菌氧化为亚硝酸盐，接着被硝化细菌氧化为硝酸盐。当增加氨氮负荷时，硝化菌不可能在短时间内得到增殖，此时破坏了沸石的离子交换反应平衡，促使沸石对氨氮的吸收，因而对高氨氮负荷就有较好的缓冲作用，能够保持较好的出水水质。当降低氨氮负荷时，液相氨氮浓度低于与同相中氨氮相平衡的浓度，交换反应发生逆转，已被沸石交换的氨氮被水中其他阳离子交换下来，释放出部分氨，被硝化菌所利用，直至水中氨浓度降至较低，此时沸石得以全部或者部分的再生，可以继续循环使用。可以得出，沸石应用于曝气生物滤池对废水中氨氮的去除原理在于沸石既作为离子交换剂又作为硝化菌生物膜载体，充分发挥了沸石的离子交换作用、硝化作用以及沸石的生物再生作用，能够对高氨氮负荷具有较好的缓冲作用，实现了对废水中氨氮的稳定有效去除。4．4．3滤料比选结果与讨论从活性炭、沸石、活性炭．沸石组合三种不同滤料BAF对低、中、重度污染景观水体中COD的处理效果来看，其中组合滤料及活性炭的耐COD冲击负荷的能力更强，三种负荷下COD出水水质均低于20mg／L，满足Ⅳ类水质要求，而相同条件下，沸石生物滤柱对COD的处理效果则相对较低，在重度污染情况下COD出水水质不完全达标。对氨氮的去除效果来看，沸石滤料及活性炭．沸石组合滤料BAF则表现出了对耐氨氮冲击负荷的特性，对不同负荷氨氮的去除效果十分稳定，分别在80％和70％以上，而相同条件下，活性炭滤料BAF随着氨氮负荷的增加，对氨氮的去除率段时间内明显下降至56．2％。49 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究由此可见，组合滤料BAF同时具备活性炭滤料抗有机物冲击负荷和沸石滤料抗氨氮冲击负荷能力强的优点，对不同污染程度景观水体中的COD和氨氮均表现出良好的去除效果和抗冲击负荷的能力，因此，在后续试验中，选择活性炭一沸石组合滤料曝气生物滤池开展对人工景观水体的水质净化研究。4．5组合滤料曝气生物滤池工艺参数的确定试验期间，采用三好坞景观水与生活污水混合后的低污染程度模拟景观水作为试验原水，水质情况见表4．6。表4．6试验原水水质CODc，叶绿索A指标浊度(NTUl氨氮(mg几)总氮(mg／L)总磷(mg／L)(ml；／L)(mg／m3)最大值20．7l58．43．376．230．9489．4最小值lO．835．2I．942．580．5831．2、ii均值15．741．22．373．270．7854．7由表4．6可见，试验期间，投加生活污水后的混合水中CODc，、氨氮、总氮、总磷、叶绿素A平均浓度分别为41．2mg／L、2．37mg／L、3．27mg／L、0．78mg／L、54．7mg／L，根据《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)，试验原水水质为劣V类水体。4．5．1水力负荷的确定组合滤料BAF正常运行后，逐渐增大水量，提高水力负荷，缩短水力停留时问，研究组合滤料曝气生物滤池在不同水力负荷条件下对污染物去除效果，具体运行工况见表4．7。表4．7不同水力负荷运行工况上况水力负1岢(m3／m：h)气水比流量(L／h)水力停留叫J-llJ(min)温度(。C)l1l：l97828-232l：1174030-223l：l262532-2l41：1352033～2850 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究4．5．I．1COD去除效果试验期间温度变化范围为22～33。C，温度适宜，适合异养微生物和硝化细菌生长和繁殖。图4．13显示了4种水力负荷对CODcr去除效果的影响。由图可见，进水CODc，平均浓度约28-44mg／L，根据《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)属V～劣V类水体，当停留时间为78min，滤速为1m／h时，滤柱对CODc，平均去除率为59％，但当停留时间缩至40min时，滤速为2m／h时，COD去除效果最明显，平均去除率达63％。根据杨兴豹等人【821对普通生物活性炭去除CODc，的研究认为，适当缩短停留时间利于异氧菌的快速繁殖，老化微生物得到及时去除，从而生物膜的活性和传质作用得以增强，因而，对有机物的去除效果有所增加。但当停留时间过短时，过大滤速对生物膜表而产生较大的水力冲刷，有机物未得到充分降解就已随水流流出滤柱体外。由此可见，对于普通生物活性炭滤柱，有一个较适宜的停留时间。根据本试验研究，当组合滤料BAF在停留时间为40min，滤速为2m的工况下运行时，经过滤柱过滤后，出水平均浓度均低于20mg／L，可达到山类水体要求。当停留时间缩短到25min，滤速提高至3m／h时，CODc，平均去除率降至35．2％；当停留时间进一步缩至20rain，滤速提高到4m／h时，较高的水力负荷加快了生物膜的新陈代谢，大量脱落下来的生物膜造成出水COD值升高，平均去除率降至18．7％，降幅较大。一，石mln一o4u．finCt一ZUml厅—．二．o．，o．，．O-。o．℃．·’’√’I'。o‘。‘a’A1Ⅵ』八√警宓彩迨：。k争於、．。矾日／《，。一．．V’o．t卜一o}80706050兰籍2010013579111315171921232527293133353739筵存美数(d)图4．13水力负荷对COD去除效果影响4．5．1．2氨氮去除效果图4．14显示了水力负荷对氨氮去除效果的影响。可见，水力负荷对氨氮的鲫阳∞∞们∞加mO一，1＼∞皇|)斟_犯怫口ou 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究去除率影响较大。当水力负荷由lm／h提高到4m／h时，氨氮的去除率逐渐降低。尤其是当水力负荷由2m／h增加到3m／h时，氨氮平均去除率由73．1％下降到48．5％，分析其原因：提高水力负荷，缩短了水力停留时间，NH4+-N和硝化细菌接触时间过短，还没来得及反应就流出反应器。水力负荷为2m／h时，对氨氮的、I"-均去除率为73．1％，出水氨氮约为0．63mg／L。o．·o，。厶’o·．o．．D．，^，一oI’。一。∞-O．、。．—-20m订rqUmln琢◇j：n／人，／。～1吣日目A广足∥人日自／l357911131517192I23252729313335373941运行天数(d)4．5．1．3总氮去除效果图4．14水力负荷对氨氮去除效果影响由图4．15’町以看出，反应器对总氮的去除率效果较差，且随着水力负荷的增加，总氮的去除率略有下降。当进水流量为9L／h时，总氮的进水平均浓度为4．2lmg几，}H水平均浓度为3．05mg／L，平均去除率为26．1％：当进水流量为18L／h时，TN的进水平均浓度为3．53mg／L，出水平均浓度为2．88mg／L，平均去除率略下降为l8．4％：当进水流量变为26L／h时，TN的进水j卜均浓度为4。32mg／L，出水平均浓度为3．77mg／L，平均去除率为12．7％。由之前分析可以看出，反应器内可以发生良好的硝化反应，因此，反应器对总氮去除率低下说明反应器内的反硝化反应受到抑制。同时，曝气量也在以气水比l：l的比例而提高，气量的提高曝气会增加反应器内的扰动，增加溶解氧向生物膜内部的扩散，因此，会出现随着水力负荷的增加，反应器对总氮的去除率下降。o54321O一1／誉一越*舔】季 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究—扣进水—扣出水⋯o⋯去除率．Ct．，石mlnqUmlnZamln一一口。’’．．．．·．．．，．口．；一◆移影；／4．5．1．4藻类去除效果图4．15水力负荷对TN去除效果影响3335运行天数(d)因为藻类是一类含叶绿素的、光合自养的、无胚的原植体植物，在浮游藻类里叶绿素a的含量大约占有机物比重的1~2％，是估算藻类生物量的较好指标。试验结果见表4．8。表4．8藻类去除效果分析=摹芝78rain40rain25min20rain叶绿素a(m薹；／L)—、、、进水34．338．144．232．6出水8．21016．817．9平均玄除率(％)76．273．762．145．2由表4．8可见，反应器对废水中的藻类处理效果明显。当停留时间为40min时，组合滤料曝气牛物滤池对藻类的去除效果能达到70％以上，但当水力负荷提高后，藻类去除效果有大幅下降，这主要是由于藻类大小不一，较小的凛类直径约l‘几微米，大大超过活性炭和沸石表面细孔直径，因此，藻类在活性炭滤柱内的去除并不是完全靠活性炭的吸附作用，而是以滤料间的截留作用为主，当提高滤速反应器内杂质滞留于滤层内，占据了大量截留空间，从而大大降低了滤柱对藻类的截留能力，去除效果降低。根据以上的实验结果，决定在以后的试验中采用的水力负荷的进水流量2m／h，即40min的水力停留时间。53一乎一诗篮稍0O蚰∞加加O_屯刁叫545352543O‘一，l＼∞巨一越最z卜 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究4．5．2气水比的确定试验在水力负荷为2m／h，进水COD浓度变化范围为24．2--．45．6mg／I的条件下进行，根据气水比的不同，分为3个运行工况，在3个工况中，气水比分别为0，l：1，2：1。4．5．2．1气水比对DO值的影响生物滤池的处理效果与水中溶解氧有直接关系，曝气的作用在于增加水中DO值以提高处理效果，不同气水比条件下相应滤池中DO值变化情况见图4．16。Ol1．2滤层高度(m)图4．16不同气水比下沿程DO值变化由图4．16可见，当3jfi}组合滤料BAF不曝气的情况下，反应器内溶解氧在0．6m高度已经迅速下降至低于2mg／L，这主要是由于进水端有机物浓度较高，异养莴在降解有机物的同时消耗了大量溶解氧的缘故，而在反应器下半部及沸石滤料部分，溶解氧浓度已经低于lmg／L，不利于沸石脱氮过程，也很大程度上限制了整个反应器的整体去除效果的提高。而对反应器进行曝气后，整个滤层溶解氧上升，对于下半部的沸石滤层，溶解氧浓度基本维持在3mg／L以上，有利于沸石生物脱氮反应的进行，也有利于提高反应器内微生物的生物活性从而提高污染物去除效果。4．5．2．2对COD去除效果的影响图4．17为不同气水比下组合滤料生物滤池对COD的去除效果图。由图可以看出，随着气水比的增加，COD的去除率分别达为45．2％，58．2％，62．1％，去8765432lO一1／兽一目。口 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究除率随着气水比的增加而增加。当反应器由不曝气改为曝气后，反应器对COD的去除率效果有明显提高，而当气水比由l：l增加至2：l时，COD去除效果并没有太大提高，这是南于出水中可生化的COD浓度较低，即使加大气量，提高微生物活性，也不会对出水中的COD浓度有太大的影响。0，．o-·0㈡．．O-．o．·‘o’“～一’o‘i蟛一V弋入；一扣再、八。／、＼日Ⅳ——弋．日尸：舍、-，静篮稍13579111315171921232527293133353是行天数(d)图4．17气水比对COD去除效果影响4．5．2．3对NH4+-N去除效果影响研究表明，硝化反应必须在好氧条件下进行，溶解氧浓度会影响硝化反应速二年。对于附着生长的微生物所进行的硝化反应，生物膜存在溶解氧的传递阻力，为了使硝化反应顺利进行应使液相主体中保持更高的溶解氧浓度(活性污泥法中溶解氧浓度应高于2mg／L。图4．18为不同气水比下组合滤料BAF对氨氮的去除效果。—扣进水—扣出水⋯o⋯去除率o．二：l一。，．．。‘··e·，口。·。‘‘。‘’．o，．d’’‘O···。、。。；一∥／＼_·∥八。√V．．—＼．／＼目目～目日一—}弋目／V1357911131517192123252729313335运行天数(d)图4．18气水比对氨氮去除效果影响印加印舳们∞加加01屯∞加∞加O一1／8Ⅲ一赵疑oou，一参一瓣篮稍m舳∞如加054321O一1／誉一创最酶滔 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究通过图4．18可以看出反应器在不曝气情况下，NH4+-N去除效率仅为56．I％，当气水比为l：l时，BAF对景观水体中的NH4+-N具有良好的去除作用，去除效率均在80％以上，而这主要是由于曝气后，反应器内溶解氧浓度明显增加，此时溶解氧不再成为硝化菌生长的限制囚素，为硝化菌的生长提供了良好的生存条什，沸石吸附．脱氮的优势得到显现。同时，通过图4．18可以看出，随着气水比的增加，NH4+-N的去除率反而有一定-f卜．降，当气水比由l：l变为2：l时，NH4+．N的去除率仅仅南80．1％下降到74．2％，这主要是由于随着曝气量的增加引起水的扰动，不利于反应器下段亚硝化细菌及硝化细菌的生长繁殖，造成氨氮去除效果的降低。4．5．2．4对TN去除效果的影响65，一、之4∞E三3卜2l—卜进水—扣出水⋯o⋯去除率1：l二：l．。．．。．．。．．√。。、。‘。．’o’‘，．．。，·o·．o．．4．A；够一．o．．口．．，‘‘o．．黟：403020§如銎0书一10-20135791l13151719212325272931333537运行天数(d)图4．19气水比刈TN去除效果影响由图可见，试验期间进水总氮变化范围为2．33"-4．6lmg／L，进水平均值3．67mg／L；出水总氮变化范围为1．72～3．36mg／L，出水平均值为2．71mg／L：平均去除率为26．16％，远远低于普通曝气生物滤池在生活污水中对总氮的去除率，分析其原因，是由于生活污水中，有机物含量相对较高，随着生物膜对营养物的吸附氧化，滤料表而的生物膜厚度不断加厚，生物膜的增厚限制了氧在膜内的传递，在生物膜内部出现会缺厌氧层，硝态氮会在缺厌氧层内得到去除。但在本试验中，由于所处理的景观水本身有机物浓度较低，生物增长量较少，因此曝气区内的牛物膜较薄，厌氧层体积非常小(仅在滤料表面的褶皱部位可能会存在厌氧层)，限制了反硝化反应的完成，导致总氮去除率低。通过图4．19可以看出，随着气水比的增加，总氮的去除率呈下降趋势，不曝气时，总氮的平均 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究去除率为28．50％：气水比为l：l时，总氮的平均去除率略有下降，为24．83％：气水比为2：1时，总氮的平均去除率降至20．57％。气水比的增加对总氮的去除主要有正副两方面的影响。一方面，气水比的增加，提高了反应器对有机物的去除量，反应器内的微生物通过同化作用去除的总氮量增加；另一方面，气水比的增加，提高了反应器内溶解氧的浓度，减少了反应器内缺氧层的有效容积，反硝化作用的减弱造成总氮去除率的降低。在本试验中，由于水体中有机物浓度较低，因此即使增加气水比，可生化降解的有机物总量有限，因此后者的影响大于前者的影响。4．5．2．5对浊度的影响浊度是评价景观水好坏的一个重要指标。景观水的浊度受外界条件，如风力、水体的流动等因素影响比较大，因此进水的浊度变化范围也比较宽。在本试验中，进水浊度变化范围在6．3～18．2NTU之间，图4．20为不同气水比下组合滤料曝气生物滤池对浊度的去除效果图。从反应器运行情况来看，虽然进水浊度波动比较大，但出水浊度稳定，基本在0．7～2．INTU范围内变化，说明该反应器对景观水体中的浊度具有良好的处理及抗冲击能力。另外，从图可以看出，当气阜=增加时，出水中的浊度会略有增加，出水平均浊度由1．6NTU增加到2．5NTU，说明增加曝气量对浊度的去除有不利的影响，这主要是由于曝气会引起水的扰动而不利于浊度的去除。20一l5弓lo刨耳0，a0—+_进水—扣出水⋯o⋯之除率一．．·争j‘∞·6．．o．．。．&杪＼y＼：．入／一已一‘卜—一‘孓、目胡一艮’h目I{_甲一目目日目目日一J1008060喜d0餐稍20O13579113151719212325272931333537运行天数(d)图4．20气水比对浊度去除效果影响通过以上比较可得，相比于不曝气的情况，生物滤池经曝气后，整个滤层溶解氧上升，溶解氧浓度基本维持在3mg／L以上，有利于沸石生物脱氮反应的57 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究进行，也有利于提高反应器内微生物的生物活性从而提高污染物去除效果。可认为气水比为l：l已经基本满足反应器的要求，增加曝气量虽然能够小幅度提高反应器对COD的去除率，但随着曝气量的增加引起水的扰动，不利于氨氮、总氮、浊度的去除，而且曝气量的增加会带来能耗的提高，因此，采用气水比1．4l作为存后续的试验过程的上况条件。4．5．3除磷药剂的投加4．5．3．1除磷药剂投加量的确定本试验采用AICl3"6H20作为投加除磷药剂，分别比较投加系数取23、16、8、0四种运行条件下反应器对总磷及其他污染物的去除效果。控制滤柱气水比为1：1，滤速为2m／h的条件下，四种加药量下滤柱对磷及其他污染物的去除效果分析及比较分别见图4．2l和表4．9。—◆_进水—鲁_出水···o⋯去除率。o．-0--O··o．·o。·O‘·。。；八卜钦穴．。．．。，．。·‘。。一、，，9·V氓～飞：／＼卢～：一Z316、多飞／u一P／以√一’—'}—～一100806040一20琶0静～-。2：簧-60-80—10012345678910儿1213141516171819202l2223242526运行天数(d)图4．21加药量对磷去理效果影响表4．9不同加药量下滤柱对磷去除效果影响投JJ口系数231680进水浓度范围0．43～O．680．39～0．640．4l二O．570．37～O．6l(mg／L)均值O．5l0．460．53出水浓度范围0．03～0．09O．11～O．23O．1l～O．390．33～O．4(mgFL)均值0．06O．160．2O．37、F均去除率(％)87．867．855．530．2由表4．9及图4．2l可见，加药量对磷的去除效果影响较大，在不投加除磷 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池上艺研究药剂时，生物除磷的效果仅为30％，出水TP浓度维持在0．37左右，仍处于重富营养化水平，当投加系数从8上升至23，对磷平均去除率从56％增加至88％，出水磷浓度稳定低于0．1mg／L，将试验原水中磷浓度改善至中富营养水平。4．5．3．2除磷药剂投加对其他污染物去除的影响原水加入除磷药剂后经快速混合，形成小而密的微小絮凝体穿过滤料层表面，停留于滤层中间，改变了滤柱内微生物的生长环境，从而影响其他污染物的去除效果。气水比为l：l，滤速为2m／h时，3j[}滤柱的除磷药剂投加系数从8上升为23时，BAF对试验原水中其他污染物去除效果的影响，见表4．1O所示。表4．10不同加药景下滤柱对其他污染物去除效果影响指标投加系数81623范围26．8—43．632．1～41．235．2-48．2进水浓度(mg／L)均值38．335．242．1CODcr范围13．2～20．115．2-19．117．7～25．9出水浓度(mg／L)均值15．917．123．9去除率(％)均值58．351．243．2范围1．77～2．862．12～3．11．99-2．72进水浓度(mg／L)均值2．552．672．31氨氮范凼0．49～O．720．54～0．8l0．6l～O．77出水浓度(mg／L)均值0．60．7l0．72去除率(％)均值76．373．168．6范围10．91～18．299．18～18．3211．28-21．82进水浓度(mg／L)均值13．2l15．4416．Il浊度范围2．27～3．771．19～3．231．1l一2．47出水浓度(mg几)均值3．272．291．96去除率(％)均值75．285．187．8范围32．1～41．428．9～44．134．2～45．2进水浓度(mg／L)均值．36．235．839．7叶绿素a范围9．2～12．98．7～11．88．1～11．4出水浓度(mg／L)均值11．89．98．9去除率(％)均值67．272．377．6有表4．10可见，当投加系数分别为8、16、23时，滤柱对有机物的平均去 笕4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池上艺砷f究除率分别为58．3％、51．2％、43．2％。随着投加系数的增加，滤柱对有机物的去除效果呈下降趋势，凌霄【83】等人认为药剂投加后对有机物去除效果的负面影响与形成的微小絮体有关，有机物的去除及微小絮体的截留较集中于滤柱上中段，大量微小絮体包裹在滤料表面，大大降低了水与滤料表面的传质速率，污染物质彳i能及时传输至微生物而得不到充分降解，微生物得不到充分的溶解氧量而导致活性的降低。有机物的去除和微小絮体都在滤梓但根据微絮凝强化除磷滤柱对CODc，的去除率果，这种负面影响仍在可接受的范围内，经处理后，出水CODc，浓度基本可达到《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)IV类水体标准，完全满足对一般景观用水的V类水体水质要求。当投加系数由8上升至23时，氨氮平均去除率由原来的76．3％下降至68．6％，说明除磷药剂的投加对氨氮的去除也有负面作用，但影响不大。氨氮的去除并不集中在滤柱的上段，受微小絮体影响相对较小，且滤柱内溶解氧充足，DO已不成为限制条件，故铝盐投加对氨氮去除效果的影响不大。除磷药剂的投加对浊度和藻类的去除效果则有正而影响，这主要是由于形成的微小絮体能对原水中的浊度和藻类起到物理拦截的作用，并且减少了滤料间的空隙，截留作用增强，故浊度和藻类的去除率有一定增加。4．6二级组合滤料曝气生物滤池脱氮研究通过第一阶段试验结果分析，活性炭．沸石组合滤料曝气牛物滤池在污染物处理效能及抗冲击负荷上较活性炭、沸石单一滤料BAF有一定的优势，故以组合滤料BAF作为二级BAF反应器的A段，4群活性炭反硝化滤池在本试验在本试验运行一段时间后，以生活污水进水培养挂膜，在进行了一段时间的运行后，将其转为二级反应器的B段，主要进行反硝化脱氮。4．6．1二级BAF反硝化影响因素(1)污泥絮体人小的影响近来的研究表明，溶解氧浓度随着溶解氧在进入生物膜的过程-{J衰减，直至为0，为曝气生物滤池工艺同步硝化反硝化提供了理论基础。在微生物的絮体外表而，由于溶解氧的浓度相对较高，以好氧菌和硝化细菌为主，而在污泥絮 第4章人上景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究体内部由于溶解氧浓度较低，主要为厌氧菌和兼性菌为主。在菌胶团内部溶解氧分布的不均匀使得同步硝化反硝化(SND)的发生存在可能，所以J司步硝化反硝化发生的程度，与菌胶团的粒径有着直接的联系。KiangduenPochanal841研究发现，絮体平均粒径为382pm"--"155pm时，SND的效率分别为98．5％和26．3％，而粒径为77pm时，SND的效率仅为4．3％，而粒径的大小对于硝化效率没有发生影响，可见，絮体粒径是粒径内部厌氧区域的存在的具有决定性的影响的因素之一。在本试验中，由于所处理的景观水本身有机物浓度较低，A段活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池内生物增长量较少，因此曝气区内的生物膜较薄，厌氧层体积非常小(仅在滤料表面的褶皱部位可能会存在厌氧层)，限制了反硝化反应的完成，导致总氮去除率低。(2)碳源的影响反硝化过程需要利用碳源作为能源和合成细胞成分的物质，因此足够的碳源是保证有效的反硝化反应所需的必要条件。一般认为在大多数城市污水处理中，TCOD：TKN为7时，可以实现完全的反硝化反应。KiangduenPochanal85】发现易生物降解COD比例的增加能提高同步硝化反硝化效果，表明溶解性COD对SND具有重要影响作用。高廷耀认为影响反硝化的因素包括曝气量和污泥有机负荷，在控制曝气量的前提下，污泥有机负荷将直接影响同步硝化反硝化的效果，生产性试验中污泥有机负荷控制在0．10,--一0．15kgBOD5／(kgMLSS．d)范围内，可保证反硝化顺利进行。木试验中，A段活性炭．沸石组合滤料BAF在平均气温为20～35℃，气水比为l：l，滤速为2m／h，除磷药剂投加系数为23的条件下运行，出水水质见表4．1l。表4．11A段BAF出水水质分析指标CODc，(meel)TN(mg／L)C／NBOD5范围l4．5-22．61．73～3．091．7～3．4均值19．82．647．52．8可见，A段BAF出水C／N虽然达到7．5左右，但是B／C较低，可用于反硝化的有机碳含量偏低。(3)溶解氧适当控制反应器中溶解氧浓度是提高反硝化效果的重要方式。反硝化反应6l 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究在溶解氧浓度为零时可取得最佳效果，当溶解氧浓度高丁0．2时，反硝化效果显著降低；而硝化反应则要求溶解氧浓度在2．0以上，低于0．2时，硝化反应几乎不能发生。Munch发现当溶解氧浓度在0．5时，反硝化速率基本与硝化速率相等，从而可获得有效的反硝化效果。4．6．2滤速对反硝化效果的影响A段组合滤料BAF在气水比为1：l，滤速为2m／h(即水力停留时间为40min)下运行，考察B段滤速lm，h、2m／h(水力停留时f刚为78min、40rain)下对总氮的去除效果，见图4．22。4．之3．∞旨z2．-1．6050邑40黧100—争进水⋯△⋯A段出水一-B段山水一叫哪¨1穴；一△胁．磊滁篡7＼≯7一＼y＼∑_．13579111315171921232527293133353739运行天数(d)．．o．，n．p；睾O垮78mill13579111315171921232527293l33353739运行天数(d)图4．22滤速对二级曝气生物滤池去除TN的影响由上图可见，试验原水总氮浓度为2．3"-'-'4．1mg／L，A段出水浓度为1．78～3．76me／t,，平均去除率为19．75％，滤速对B段反硝化效果有较人影响，当停留时间从40min提高至78min后，B段的对总氮的去除率从14．5％上升到24．O％，出水总氮浓度为1．52～2．18mg／L，平均浓度为1．85mg／L，处理效果有一定的波动，基本满足地表水V类水体要求。62 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池上艺研究4．6．3外加碳源对反硝化效果的影响景观水体的B／C较低，可用于反硝化的有机碳含量偏低。为此，向4}}滤柱进水投加葡萄糖以增加进水的有机碳浓度，葡萄糖投加量分别为10mg／L。投加碳源后，二级反应器对总氮的去除效果及分析表4．23。54≤3誉三2卜1080—60矿篓40稍200冬公公瓜哆磐VY’w、—人／—＼：／^八J123456789lO1l1213141516171819202l2223运行天数(d)12345678910ll1213141516171819202l2223运行天数(d)图4．23投加碳源对二级BAF脱氮效果的影响南图可见，在投加碳源后，TN的去除率明显提高，出水TN平均值为1．62mg／L，可稳定降至2mg／L以下，达到V类水体要求。投加碳源对B段反硝化的促进作用一方面是由于碳源的投加满足了反硝化菌进行反硝化作用时C／N的需求，另一方面，部分有机物的好氧降解也降低了滤柱内溶解氧的水平，投加碳源前后滤柱内DO值如图4．24所示。 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究0．8之0．6∞50．4蓍呲0O．20．4O．6O．811．2滤柱高度(m)图4．24投加碳源前后滤柱内DO值4．7组合滤料曝气生物滤池反冲洗研究4．7．1滤柱过滤周期分析生物滤池需进行周期性反冲洗，以排除滤柱内截留的污染物质。而投加除磷药剂后，滤柱更需要反冲洗以去除截留的大量絮体。二级组合滤料曝气生物滤池的A段和B段由于投加除磷药剂、处理水质、水力负荷等差异的影响下，反冲洗上有较大差别。A段运行条件为：停留时间40min，气水比l：l，除磷药剂投加系数为23：B段反硝化滤柱在停留时间78rain，不曝气，不投加除磷药剂的条件下运行，两根滤柱的水头损失变化及运行周期见图4．25。乍3<骚冰*l23456789lO1l运行天数(d)图4．25A段与B段滤柱水头损失比较由图4．25可见，随着运行时间的增加，水头损失呈现上升趋势，A段滤柱水力负荷较大且投加药剂，滤柱的水头增长速度明显较B段快，第6天后水头出现一骤增的阶段，说明第6天时滤柱内污染物的截留已近饱和，滤层开始发筋加屿m5O 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究生堵塞现象，因此，组合滤料强化除磷曝气生物滤池的最大运行周期约为6天。B段滤柱在试验运行期问并未发生水头损失剧增及出水水质恶化的情况，其反冲洗周期应在30d以上，因此，整个试验期间只在运行了20d后进行了一次反冲洗，强度为15L／(m2"s)。4．7．2滤柱反冲洗方式研究BAF同时具有生物氧化及过滤截留功能，可以节省二沉池，减小占地面积。然而，与其他深床过滤技术一样，BAF在经过一段时问的运行后，随着生物膜厚度和滤床内截留物质的增加，滤料间的孔隙率逐渐下降，水头损失增大，同时会有一些悬浮物质穿透滤床，使出水水质下降，此时必须进行反冲洗，以除去截留的悬浮物和多余的生物膜，恢复滤床的截污能力。由于试验过程中受现场试验条件的限制，采用高速水流反冲洗方式。试验过程中以自来水为反冲洗水水源。4．7．2．1反冲历时对反冲效能的影响当冲洗强度及滤层膨胀度符合要求，但若冲洗时间不足时，也不能充分地清洗掉包裹在滤料表面上的污泥。控制反冲强度为20L／(m2．s)，膨胀率为25％，总反冲历时为6分钟，两滤柱不同时间点，反冲出水污染物浓度变化见表4．12。表4．12不同反冲洗历时出水污染物浓度变化时叫(111i11)浊度(NTU)COD(ml；／L)TN(m∥L)TP(m{；／L)0．5562292．1517-3l5．67l73．4275．116．3lO．6l1．565．8262．525．220．53259．7753．046．7lO．42341．9444．525．10．3J‘532．4232．124．930．28722．0118．074．5l0．22由表4．12可见，在反冲前1分钟内，滤柱反冲排放废水中的污染物质浓度大幅下降，说明滤池反冲洗时，滤层内截留的污染物质主要集中在前1分钟的时间内排除。随着反冲历时的延长，排放废水中的污染物浓度逐渐下降，当达65 第4章人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺研究到5rain时，反冲排放废水中的污染物浓度变化彳i明显，与反冲自来水水质相比，排放废水中污染物浓度已接近反冲源水水质，滤层中的污染物质已接近完全排除。建议微絮凝强化除磷组合滤料曝气生物滤池反冲历时取5min。4．7．2．2反冲强度对反冲效能的影响反冲强度指单位面积滤层所通过的冲洗流量，一般以L／(m2．s1计。反冲强度的大小不仅决定了反冲洗的效率，还会影响整个处理工艺的运行费用。控制反冲历时为5min左右，通过调节膨胀率改变反冲强度，收集反冲排水，并测定其中的污染物含量，以反冲出水中污染物总量占一个运行周期内滤柱累积污染物质去除总量的比例作为反冲效能的衡量指标。滤柱在不同反冲强度下反冲效能见表4．13。表4．13不同反冲强度下反冲效能滤柱滤层污染物积累截留总反冲排放总最山．积累反冲强度反冲排放废水污染物平均浓度量截留总量比例(％)(L／m2／s)浊度COD总氮总磷浊度COD总氮总磷浊度COD总氮总磷(NTU)(mpCL)(mg／L)(NTU)(mg)lO8．843．04．70．22138302232l41102833．29．65．74．11538．664．06．70。62228236017l64502337．64．710。62064．6104．29．00．9322065734353435267l5．27．413．718．12577．665．97．00．98222863728l180829517．48．819．516．7由表4．13可见，随着反冲强度的增加，反冲排放废水中污染物浓度逐渐升高，反冲排放污染物总量占滤柱积累截留总量的比例总体呈上升趋势。当反冲强度由15L／(mLs)增到20L／(m2．s)时，各污染物反冲排放总量占截留总最的比例皆增加了一倍，增幅明显。反冲强度的增加虽增加了对滤层内截留污染物质的排除量，但强度过人易造成水资源的浪费。当反冲强度由20L／(m2．s)进一步增加至25L／(mLs)时，反冲排放废水污染物平均浓度及占秘累截留总量比例增幅不大。因此，反冲强度为20L／(m2．s)是本试验条件下，强化除磷组合滤料曝气生物滤池较适用的反冲强度。4．8本章小结(1)活性炭滤料、沸石滤料、活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池在平均温 第4章人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池工艺研究度为18．2。C的条件下自然挂膜，在三周后均可挂膜成功；期间对CODc，和氨氮的去除效果有一定差异，由于沸石滤料对氨氮的离子交换作用，沸石滤料和组合滤料BAF在挂膜前期对氨氮的处理效果高达82．1％，73．34％，而活性炭仅为30％左右。(2)活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料比选试验表明：组合滤料及活性炭滤料BAF耐COD冲击负荷的能力较沸石滤料强，对低、中、重度污染模拟景观水体的COD去除率分别为48．2％，58．1％，67．4％；5l％，60．I％，69．4％及44％，54％，59％。沸石滤料及活性炭．沸石组合滤料BAF表现出了对耐氨氮冲击负荷的特性，随着氨氮负荷的升高，氨氮去除率分别为80_3％，82．1％，85．6％及73．8％，76．6％，80．3％，而活性炭滤料BAF对氨氮的去除率呈下降趋势，分别为68．3％，57．8％，56．2％。(3)试验原水CODc，、氨氮、总氮、总磷、叶绿A平均浓度分别为4I．2mg／L、2．37mg／L、3．27mg／L、0．78mg／L、54．7mg／L，属《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)劣V类水体，水体处于重营养化水平。经过活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池强化脱氮除磷工艺处理后，出水水质基本可达到IV类水体水质标准，满足对一般景观水体V类水体的要求。(4)组合滤料BAF在Im，2m／h，3m／h，4m／h滤速下运行，随着水力负荷的提高，CODc，平均去除率分别为59％，63％，35．2％，l8．7％，在2m／h滤速下达到最佳效果；氨氮去除率为78．8％，73．1％，48．5％，42．1％；TN去除率由24．2％下降至12．7％，藻类去除率由76．2％下降至45．2。(5)组合滤料BAF在滤速为lm／h，停留时间为78min，气水比分别0，I：1，2：l条件下运行时，COD的去除率逐渐上升，分别为45．2％，58．2％，62．1％；NH4+-N去除牢为56．1％，80．1％，74．2％：总氮率略有下降，为28．50％，4．83％，20．57％：出水平均浊度由1．6NTU增加到2．SNTU，试验得出最佳气水比l：l。(6)组合滤料BAF的微絮凝强化除磷试验中，当除磷药剂投加系数从8上升至23，对磷平均去除率从56％增加至88％，出水磷浓度稳定低于0．1mg／L，将试验原水中磷浓度改善至中富营养水平；滤柱对有机物的平均去除率分别为58．3％、51．2％、43．2％，氨氮平均去除率由原来的76．3％下降至68．6％，除磷药剂的投加对浊度和藻类的去除效果则有正而影响。(7)二级组合滤料曝气生物滤池深度脱氮的试验研究中，A段组合滤料BAF在气水比为l：l，滤速为2m／h，除磷药剂投加系数为23上况下运行，TN出水67 第4覃人'L景观水体组合滤料曝气牛物滤池上艺彤f冗浓度为1．78～3．76mg／L，平均去除率为19．75％，滤速对B段反硝化效果有较大影响，当停留时间从40min提高至78min后，B段的对总氮的去除率从14．5％上升到24．0％，总氮出水平均浓度为1．85mg／L，但处理效果有一定的波动，未能完全达到V类水体要求，外加碳源后(葡萄糖lOmg／L)，出水总氮稳定低于l：8m∥L。(8)二级组合滤料曝气生物滤池强化水质净化工艺的较佳反冲洗方式为：A段反冲强度20L／(m2．s)，反冲历时为5min，平均运行周期约5天；B段运行周期约20天。 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究第5章曝气生物滤池生物降解机理研究5．1研究内容及目的(1)观察曝气生物滤池内生物膜的形成，对曝气生物滤池内微生物群落的形成和组成进行研究，为曝气生物滤池的生物降解过程及特性分析提供微牛物学基础。(2)运用脂膦法及TTC．脱氧酶活性法对生物滤柱内的生物量及生物活性进行测定，考察不同滤料、气水比、污染负荷及反冲洗对生物量及生物活性的影响。(3)对滤柱内氨化细蔺、亚硝化细菌、硝化细菌进行计数测定，探讨优势．．菌种与水中污染物去除的相关关系，为曝气生物滤池运行效率的提高提供依据。(4)基于大量的试验研究数据，建立只与进出水水质及反应器特性相关的曝气生物滤池降解有机物的动力学半经验模型，得到三种不同滤料的动力学常数，从动力学角度解释三种滤料BAF去除有机物效能的差别，并为实际工程运行提供设汁依据和参考。5．2曝气生物滤池微生物特性及研究进展5．2．1BAF中微生物的生长繁殖特性根据微生物的代谢类型，可以把BAF中的细菌种类分为异养细菌和自养细菌两大类，其中的自养细菌主要是指硝化自养绌菌。异养细菌的功能是将水中的有机物降解成无机或小分子有机物质。异养细菌适应环境的能力强，在溶解氧充足且含有有机物的条件下能大量繁殖，表现为较高的CODc，去除率：当异养细菌大量繁殖后，水中的营养物质将成为它们进，一步生长繁殖的限制因素，从而表现为异养细菌之间的相互竞争关系，这种竞争关系限制了异养细菌的总量，同时细菌的活性也会受到一定的抑制。硝化自养菌【86】是一种在生物脱氮中起主要作用的微生物，是专性化能自养 第5章曝气生物滤池牛物降解机理研究细菌，它包括硝化细菌和亚硝化细菌两个亚群，硝化自养菌时代周期长，对温度、pH值变化以及毒物比较敏感。相对于异养细菌而言，业硝化细菌的生长稍慢，往往受到水体中NH：-N浓度的制约；硝化细菌受外界环境变化及水体营养水平的影响较大，因此，硝化细菌的生长繁殖最慢，其中水体的营养水平是限制其生长繁殖的主要因数，当水体本身NO；．N含最很低，硝化细菌所需的NO；．N得靠亚硝化细菌氧化分解NH：．N所得，因此其生长在一定程度卜．受亚硝化细衙制约。硝化作用由亚硝化作用和硝化作用两个阶段组成：在亚硝化细菌的作用下，将NH：-N转化成NO；-N：在硝化细菌的作用下，将NOE-N转化成NO；．N。正是由于这种生态学上的偏利互生关系的存在，使得硝化细菌的生长总要晚于亚硝化细菌。5．2．2BAF中微生物的相互关系BAF中所生长的异养细菌、亚硝化细菌和硝化细菌等几个微生物类群之间．有着密切的联系，它们互相影响、互相依赖，共同组成了一个微牛态系统。氨化细菌的代谢产物NH；-N可以作为亚硝化细菌的营养源，为亚硝化细菌的生长繁殖提供营养；而亚硝化细菌的代谢产物NO；-N又为硝化细菌的生长提供了营养源，在它们之间表现为互生关系；随着各类群细菌数量的增多，在各个类群内部、细菌之间又会为争夺同一营养和氧气而互相竞争，竞争关系限制了它们的无限制生长。研究表明【s6】在生物滤池巾，自养细菌和异养细菌之间存在着对0，的竞争关系。它们对O，的竞争导致对空间的竞争，即表现为对滤料表明有利空间位置的竞争，而自养细菌往往生长速率缓慢，对外界环境条件变化敏感，它们在与异养细菌的竞争中常处于不利地位。5．2．3BAF中微生物的影响因数研究表明【871，水温、营养基质、反冲频率与强度、滤料特性等对生物滤池中微生物的生长繁殖都有一定的影响，尤其是对硝化自养细菌的生长繁殖有着‘很蘑要的影响。原水中的营养基质决定了水中微生物的生长与繁殖，同时也决定了异养细70 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究菌和自养细菌的竞争关系，当水体中有机物含量较多，导致异养细菌大量繁殖，使得自养细菌在和异养细菌争夺滤料表面有利空间和氧气的过程中处于不利地位，凶而大大制约了自养细菌的生长繁殖；而当水体中氨氮、亚硝酸盐含量较高时，则硝化细菌将大量繁殖，一定程度上又制约了异养细菌的生长繁殖。当BAF在处理低基质浓度水体时，BAF滤料上的生物膜比较薄，由表及里几乎全是好氧层，不利于反硝化菌的生长繁殖。反冲洗强度过大会导致生物膜脱落，进而影响工艺的稳定性及处理效果，选择合适的反冲洗方式、强度和历时，不仅能顺利恢复BAF水头损失，而且能顺利恢复BAF的生物作用，减少对BAF内的生物量的影响。5．3生物滤层中微生物群落的形成5．3．1挂膜过程微生物镜检分析微生物在滤料表面固定过程可以看作为载体表面与微生物表面间的相互作用。研究表明，微生物在滤料表面附着固定主要取决于细菌表面特征及滤料表面的物理化学特征【8引。微生物在滤料表面附着生长过程如下所示【89l。液相中．向滤料．可逆．不可逆固定微生物悬浮微牛物表嘶输送附着增长生物膜的形成固定主要可以分为三个过型901：(1)表面输送：在挂膜最初阶段，微生物向滤料表面运送过程中，微生物借助水力动力学及各种扩散力向载体表面迁移。(2)可逆附着：由于水流剪切力及生物细胞与滤料表面分子间静电斥力的共同作用，附着的微生物未牢固，易从滤料表面脱落，形成附着与脱附同时发生的动念过程。(3)不可逆附着：当微生物分泌出胞外聚合物使微生物稳定粘附于滤料表面后，微生物依靠废水中的有机物及氮、磷等营养物质进行繁殖，形成具有一定厚度和密度的牛物膜。曝气生物滤池挂膜期间(2008．04．Ol"-'-'2008．04．25)，对滤料表而生物膜形成的三个主要阶段进行生物镜检观察，如图5．1所示： 第5章嗥气生物滤池生物降解机理研究豳5A生物膜形成过程5．3．2滤料表面电镜扫描观察奉试验对曝气生物滤池中活性炭和沸石滤料在挂膜运行前和生物膜稳定运行时进行了电镜扫描观察研究，取滤层表面滤料样品于戊二醇中固定lh，用磷酸缓冲液浸泡清洗两次，接着用乙醇溶液进行脱水，再用乙酸戊酯浸泡后进行临界点干燥，干燥后的样品以导电胶固定于样品观察台t进行电镜扫描。挂膜前后沸石和活性炭的表面特征如罔5．2～5．5所示。罔5．2未挂膜沸石(5000倍)崩5．3未挂膝前活性炭(50∞倍) 第5章曝气牛均城池串物降解机理研究奠≤港≥簿鬻≯j、．__。。，。07：乱。_麓。，o≮■’．、’o一∥．岛ic‘一。T．岁t-¨≯ii?、曼i置i墨破亚蒡譬：；写习翌季翟$嗵莓簪i雪]，_-r色一 第s章曝气生物滤池生物降解机理pf究5．4生物量、生物活性分析5．4．1生物■、生物活性分析方法·5．4．1．1膳麟法生物量测试(1)测试原理：细胞内的组分或代谢物质种类很多，要成为总生物量的指标应至少满足两个条件：①该物质在所有微生物细胞内均存在：@该物质的量应保持恒定．与微生物种类及细胞的生理状态无关。实际上完全符台这两点尤其是后者的物质到目前为止还没有发现。脂膦为细胞纽分巾的脂共物质，它是所有细胞中生物膜的主要组分，在细胞死L后很快分解，它在细胞中的含量约为501zmo垤干重，不同生理-化学压力下的波动不超过30*／,--50％。90％母8％的生物膜脂类是以磷脂(曲ospholipids．见图5．6．圈中X为氢、胆碱、乙醇胺、L．丝氪酸等．R为脂肪酸。)的形式存在的，磷脂中的磷(脂磷。LipidS-P)含量根容易用比色法测定，以它表示生物量已经在许多饮用水生物处理的研究巾得到应用．并被证明是行之有效的州】。o图5．6脂胖的化学结构示意图肆上．。1， 第5章曝气生物滤池牛物降解机理研究(2)测试方法：①试剂及标准曲线过硫酸钾、抗坏血酸、钼酸盐溶液按总磷测定的钼酸铵分光光度法制备。以KH2P04溶液绘制标准曲线(标准贮备液：50lagP／mL；标准溶液：吸取标准贮备液1mL移入50mL容量瓶中，稀释至刻度线，摇匀，浓度为1ggP／mL)‘。分别吸取标准溶液：0．00mL，0．05mL，0．10mL，0．20mL，0．40mL，0．75mL，1．00mL，1．50mL，2．00mL加入10mL比色管中，稀释至10mL标线。分别向每个比色管中加入抗坏血酸O．20mL，混匀，30s后加入O．40mL钼酸盐溶液，充分混匀，室温下放置15min。以水为参比，700nm波长，30mm比色皿比色，制作标准曲线。②样品测定取样前先将反应器放空，然后用自制取样器从反应器不同高度取出适量滤料。将待测物置于100mL具塞三角瓶中，加入氯仿，甲醇和水的萃取混合液(体积比为l：2：O．8)19mL，用力振摇10min，静置10h。向二角瓶中加入氯仿和水各5mL，使得最终氯仿：甲醇：水为l：l：O．9，静置lOh。取出含有脂类组分的下层氯仿相5mL转移至10mL具塞刻度试管，水浴蒸干。向试管中加入0．8mL5％过硫酸钾溶液，并加水至10mL刻度，在高压蒸汽灭菌锅内121℃消解30min，按照制作标准曲线的方法测定消解液中的磷酸盐浓度。结果以nmolP／g滤料或nmolP／cm3滤料表示，1nmolP约相当于大肠杆菌(E．coli)大小的细胞108个：分析中所用试剂均为分析纯。5．4．1．2TTC．脱氢酶活性测试污水生物处理的本质是酶促反应过程。污水中有机污染物在微生物酶的作用下氧化分解，脱氢酶活性水平的高低直接关系到有机污染物的生物降解速度以及废水处理构筑物的净化效果。测定脱氢酶活性可以通过加入人工氢受体，使之在脱氢酶的作用F改变颜色。目前同内外应用比较多的人工氢受体是TTC和INT。1vrC是一种无色的物质受氢后被还原为红色的二苯基甲脂(TF)。由于二苯基甲脂在波长485nm附近有吸收峰，因而可以采用分光光度法于485nm处测定其光密度，进而计算还原产物生成量，即TTC．脱氢酶活性l91】。(1)标准曲线的绘制 第5章曝气生物滤池牛物降解机珲研究分别移取1．00、2．00、3．00、4．00、5．00、6．00、7．oraL浓度为1．00mgmL。1的氯化三苯基四氮唑(TTC)标准溶液至一组50mL容量瓶中，蒸馏水定容至50mL，各瓶中TTC浓度分别为20．0、40。0、60。0、80．0、100、120、140P．g．mL．I。取8支20mL具塞试管，依次加人2mLTris．HCL缓冲液、2mL蒸馏水和2mLTTC系列溶液，对照管不加TTC；再各加人0．209低亚硫酸钠，振荡摇匀，待溶液充分显色后。各管分别加人5mL甲醇，摇匀：离心后取上层溶液使用754紫外分光光度计在486nm处测定吸光度，绘制标准曲线。(2)微生物膜脱氧酶活性的测定取l0mL微生物膜悬浮液于具塞离心管巾，4000r-min。离心5min后弃去上清液，再加人蒸馏水至10mL并搅拌均匀，离心5rain后弃去匕清液。重复上述定容、离心操作3次，最后向离心管中加入蒸馏水至10mL并搅拌均匀。然后向试管中加人2mLTris．HCL缓冲溶液、5mLTTC溶液(4ragmL。)、2mL上述待测污泥混合液和0．5mL上清液。将各试管摇匀后立即放入(37士1)℃恒温水浴lfl培养2h。取出后迅速滴入2滴浓硫酸，摇匀以中止反应。然后向各试管中加入5mL甲醇，振荡摇匀，以下步骤同标准曲线的绘制方法。另取一试管重复以上操作做为平行样。通过标准曲线计算出TF值。在上述条件下，TF值的大小表示了牛物膜脱氢酶活性的高低，TF值(rtg)与所取的滤料质量(g)的比值表示单位质量滤料上微生物膜的脱氢酶活性。5．4．2生物量、生物活性的沿程分布规律本试验选取了组合滤料曝气生物滤柱中3段比较有代表性的区域滤料进行生物量和生物活性分析，反应器滤料层i岛1．3m，取样点在滤料高度为O．2m，0．7m，1．2m处，测定结果女|I图5．7所示。76 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究8070Q60＼石50量40囊30磐2010O00．20．40．60．811．21．4滤料高度(m)图5．7生物量和生物活性的沿程变化由图5．7可见，反应器生物量的变化随滤料高度的减小而减小，呈现沿水流方向逐步递减的趋势，其中反应器前半段生物量减少幅度略大于后半段；生物活性变化也呈现逐层递减的情况。由于滤柱内水流方向为自上而下的下向流型，反应器进水端的滤料截留了大量的悬浮固体，其中可降解部分可作为底物利用，该区域的有机底物浓度高，大量的异养菌能够迅速繁殖，使这一区域滤料上的生物量和牛物活性都相对较高，而在反应器下层，水中有机污染物经过滤料的吸附和微生物的降解已经达到比较低的水平，微生物缺乏营养物质，自身增殖缓慢，导致单位质量滤料上的生物量迅速降低，营养物质成为微生物生长的限制因子，不仅生物量比较低，生物活性也受到了限制。为了进一步分析图5．7生物量和生物活性数据，将生物活性数据(TTC．脱氢酶活性)除以生物量数据(脂磷生物量)得到单位生物量的生物活性值，它-口J‘以反映生物膜的基质比去除能力，结果如图5．8所示。g蜒霹剥窭向三II餐剥q：睁0．8O．6O．40．200．20．40．60．811．21．4滤料高度(m)图5．8单位生物量的生物活性 第5章曝气牛物滤池牛物降解机理研究由图可以看出，单位生物量的TTC．脱氢酶活性的变化趋势和单位质量滤料脂膦及TTC．脱氢酶变化趋势不同，呈现倒“V”字型变化，及随着反应器内水流先升高后下降。这是凼为上层滤料截留大量悬浮固体等杂志，营养充分，生物膜也较厚，位于生物膜底部的微生物由于底物缺乏，逐渐成为代谢活力低下的惰性成分，因此这部分生物量既包括一些截留的固体颗粒，也包括一些代谢活性较低的惰性生物膜。所以，尽管该区域生物量最高，但是微生物的单位呼吸活性却不是最高。中层滤料单位生物量上的生物活性较高，这是因为中层滤料表面的生物膜相对较薄，有机物及溶解氧受传质阻力的影响较小，导致生物膜内外层的生物活性均比较高。生物反应器处理效能主要与反应器内微生物的生物量及其代谢活性有关，所以，BAF的生物膜活性分布变化特点表明反应器内不同区域具有不I—J的污染物降解能力。图5．9反映了BAF内有机物的沿程去除率，可见，水中COD的去除主要集中在反应器的进水端，当水流达到距进水端上方60cm(滤料高度为0．8m)的时候，曝气生物滤池对水中COD的去除率为35．2％(占COD总去除率的68．8％)，而曝气生物滤池出水端部分对水中污染物的去除占总去除的一小部分。曝气生物滤池对水中COD的这一去除特征同滤料微生物量和生物活性的分布特征是一致的。进水端微生物所能获得的营养物质相对较多，微生物活性强，微生物最集中，生物降解的能力较强，出水端微生物量少，所以总体生物降解能力较低。因此曝气生物滤池对水中污染物的去除主要集中在滤柱上层部分，下部分去除效果相对比较差。4035330＼∞S25o8201510图5．9COD沿程去除情况605040主30茎20书10O1．4滤料高度(m) 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究5．4．3不同滤料上的生物量、生物活性分析图5．10，图5．11为活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池内沿程生物量、生物活性的变化情况。岛＼Ho巨5嫠口工《80702010oo．2o．4o．6o．8l1．21．4滤料高度(m)图5．10三种不同滤料BAF生物最沿程变化403530奄25＼望20旨15100OO．20．40．60．811．21．4滤料高度(m)图5．1l三种不同滤料BAF生物活性沿程变化由图可见，三种滤料相同滤柱高度上的生物量及生物活性有一定差异，尤其在滤料上层，可以看出活性炭滤料上生物量和活性上高于沸石滤料，这主要是凶为两种滤料的表面特性不同，首先表现对污染物去除的物理截留的差别，引起滤料表面的底物浓度不同，进而导致微生物生长繁殖的差异，而有机物主要是在滤柱上层被去除，表现为活性炭和活性炭．沸石组合滤料对COD的去除率高于沸石滤料。79 第5章曝气牛．物滤池生物降解机理研究5．4．4气水比对生物量、生物活性的影响活性炭．沸石组合滤料在气水比为0、l：l、2：1，滤速为1的工况下运行，反应器内生物量及活性的变化趋势，如图5．12，5．13所示。3≥o量。整D3∞8070100OO．20．4O．6O．8l1．21．4滤料高度(m)图5．12曝气量对BAF反应器内生物量的影响403530仓25＼竺20旨1510500．20．40．60．811．21．4滤料高度(m)图5．13曝气量对BAF反应器内生物活性的影响由图可见，曝气量对反应器内生物量和活性的影响最大的部分为滤料中层，这主要和反应器内溶解氧的变化有关，当曝气量由0增加到1：l后，反应器内中段的溶解氧水平上升最快，改善了不曝气阶段凶溶解氧不足而对微生物的抑制作用，因为微生物量及活性均有了较大程度的提升，而对于上层滤料，其本身进水DO值就较高，溶解氧不是主要其制约因素，因此，增加曝气后，其生物量 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究及活性并没有太大改变，对于反应器的下层，虽然溶解氧上升，改变了溶解氧的不足的环境，但是其底物浓度已很低，不利于微生物的生长繁殖，因此底物浓度是BAF下层的限制凶素。当气水比从1：1增加到2：l后，反应器内的生物量和生物活性并没有继续大幅上升，这说明此时溶解氧已经不是BAF反应器的限制因素，增加气水不会对反应器的生物降解能力有很大提高，因此，气水比在1：l的条件下已能满足微生物所需溶解氧的需要。5．4．5污染物负荷对生物量、生物活性的影响图5．14，5．15对污染负荷增加后活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池内生物量及活性的变化情况。120100≤80o星60釜40200OO．20．40．60．811．21．4滤料高度(In)6050龟40＼望30也卜20100图5．14污染负荷对生物量的影响00．20．40．60．811．21．4滤料高度(m)图5．15污染负荷对生物活性的影响 第5章曝气生物滤池牛物降解机理研究由图可见，随着污染负荷的增加，反应器内生物量及生物活性呈现上二升趋势，从低浓度污染的景观水体到重度污染景观水体，反应器上层滤料上的生物量增加了64．7％，生物活性增加了45．5％，说明曝气生物滤池处理景脱水体的一个很重要的限制因素为底物浓度，微生物在贫营养环境下，生物量及活性均受到抑制，这也是曝气生物滤池处理景观水体的效率不及生活污水等废水的原因所在。5．4．6反冲洗对生物量的影响曝气生物滤池运行反冲强度20L／(m2·s)，反冲历时为5rain，平均运行周期约5天，反冲洗后生物量及生物活性的变化情况见表5．2。表5．2反冲洗前后生物量的变化下层(0．2m)中层(O．7m)上层(1．2m)项目脂膦TF脂膦TF脂膦TF(nmol／L)(p∥g)(nmol／L)(“∥g)(nmol／L)(p∥g)反冲沈前l8．4lO．235．125．470．133．3组合滤料反冲沈后10．37．116．211．220．314．2反冲洗前15．28．133．124．668．235．8活性炭反冲洗后9．46．314．211．518．113．1反冲沈前20．19．232．722．758．127沸石反冲洗后8．76．715．49．321．113．4结果表明，反冲洗后，上层滤料的脂膦生物量及生物活性下降至反冲洗前的1／3左有，说明反冲洗对曝气生物滤池反应器内的生物量及活性影响较大，另外，对中层滤料的影响却没有上层明显，约下降至50％1i到，而对下层滤料的影响则更小，这主要是曝气生物滤池上生物膜的特性决定的，本试验原水为景．观水体，微生物处于贫营养环境，生物膜薄而致密，反冲沈对其不会造成很大的影响，但是本试验测定的生物量及活性还包括了截留的生物絮体的量及活性，而在上层反应器中生物絮体的量占了很大部分，因此反冲洗后上层滤料上的生物量及活性变化较大。另一方面，尽管反冲洗后生物膜脱落较为明显，但在下一个运行周期内，微生物很快恢复到稳定状态。82 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究5．5异养菌、亚硝化菌、硝化菌测定分析5．5．1细菌计数方法异养菌、亚硝化、硝化细菌数计数方法都采用MPN法。从滤柱中取滤料样109，装入已灭菌的150mL小锥形瓶中，加入100mL无菌水(蒸馏水经灭菌)，在XW．80A型的漩涡混合器上充分振荡15min，用lmL移液管取样lmL，用该样做系列的梯度稀释，然后接种，每一稀释度做三个平行样，各自具体的培养基组成和计数方法如下【92】。5．5．1．1异养菌(1)培养基(PYCM基)组成：蛋白胨0．89MnS04‘H200．29CaCl20．19NaN03O．29H201000mI琼脂粉209酵母浸膏K2HP04MgS04。H：O(NHa)zC03pH0．290．ig0．29：0．196．8．7．0(2)测定方法：将培养基分装于500mL的锥形瓶，在O．103MPa(121℃)下加压灭菌30min后冷却。用无菌刻度移液管吸取充分混匀的水样注入无菌培养皿中，在每个培养皿中倒入l5～20mL融化的培养基(约50℃)，迅速转动培养皿，使水样和培养基允分混匀，置水平位置静止后使之凝固，倒置后于37℃恒温箱中培养24h，进行菌落计数。5．5．1．2亚硝化细菌计数(1)培养基组成：洲H4)2504MnS04·4H20MgS04。7H20蒸馏水2．090．0190．0391000mLNaHzP04K2HP04CaC03pH0．259O．7595．097．2 第5章曝气生物滤池牛物降解机理研究(2)测定方法：将配制好的培养基分装至直径1．8×18cm的试管中，每管9mL，用脱脂棉封口，在0．103MPa(121℃)下加压火菌30min后冷却。用灭菌刻度移液管管接种稀释水样lmL于装有培养基的试管中，每一稀释度重复三管，另取～管培养基接种1．0mL无菌水做对照，25～28℃培养10～14d后，取培养液于白瓷比色板上，加格利斯试剂甲液和乙液各一滴，若有亚硝酸存在，则呈红色，查表计数。5．5．1．3硝化细菌计数(1)培养基组成：NaN02NaH2P04MnS04·4H20MnS04pH1．090．2590．0390．0Ig7．2NaC03CaC03K2HP04蒸馏水121℃灭菌1．090．7591000mL30min(2)测定方法：①先除去培养物中的NOI。方法是在培养物中加入醋酸5～8滴使之酸化，再加入数粒磺胺酸(对基苯磺酸)：当停．I}：放气时，再加入一粒．磺胺酸，此过程中NOi转化为N，而逸去。加格利斯试剂，如彳i呈现红色，则培养物中不含NOi。②检奄NO；的产生。取培养液少许于白瓷板凹窝中，滴入浓硫酸及二苯胺试剂各两滴，如呈蓝色，证明有NO；。③与亚硝化细菌的测定方法基本相同，每个水样约需19支试管。25～28℃培养lO～14d后，测定硝酸的产生。其方法是在白瓷比色板上先用格利斯试剂测试培养基中硝酸的消失情况。如不呈红色，则表示亚硝酸已完全消失。此时，另取几滴培养液于白瓷比色板上，／Jn-苯胺试剂两滴，若呈蓝色，表示亚石『j酸已被硝化莴氧化为ji『lj酸，说明硝酸化的存在。5．5．2异养菌、亚硝化菌、硝化菌计数结果与分析曝气生物滤池对有机物和氨氮起降解作用的是具有不同营养利用方式的活性微生物，由于微生物的脂膦浓度及TTC．脱氢酶浓度无法区分异养菌和自养菌，因此采用MPN法对滤柱内不同高度的异养菌、亚硝化细菌和硝化细菌进行了计数分析，三根滤柱在滤速为2m／h，气水比为l：1，水温为20～30。C的条件稳定 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究时不同高度的异养菌、亚硝化细菌和硝化细菌的计数结果见表5．3。表5．3异养菌、亚硝化细菌和硝化细菌计数异养菌亚硝化细菌硝化细菌取样点(ofu／g)(cfu／g)上层5．72x1094．5x1035．7×lO‘活性炭滤柱f11层4．2x1047．6x1033．8×103-卜．层6．1×1031．7x1032．2x102I：层8．43×10’9．5x1045．2×10：沸石滤柱中层7．8x1037．5×1046．0×103下层5．2×1033．7x1043．5×102活性炭．沸石组合上层3．31×1096．7×1036．0×102中层2．8×1045．5×1048．5×103滤柱下层3．7x1037．5×1034．2×102从测试结果来看，可以得到以下结论：(1)滤池内异养菌、亚硝化细菌和硝化细菌数有一定数量级上的差别，异养菌数量最多，硝化细菌最少，这与三种菌的生长特性及对水中营养物质的利用有关。异养菌对环境的适应能力强，在贫营养环境下也能大量繁殖，处于优势地位，能从降解有机物的过程中获得能量并生长繁殖：水中氨氮的含量限制了亚硝化细菌的数量，且亚硝化细菌对环境更为敏感，与异养菌的竞争中处于劣势，因此亚硝化细菌的数量远少于异养菌；硝化细菌对环境的适应能力最差，环境的微笑变化都能对硝化细菌的活性产牛影响，当然水中亚硝酸盐的含量丰要制约了其生长繁殖，因此，硝化细菌数量很少。(2)不同滤料滤柱在相同高度的生物膜上的异养菌、亚硝化绌菌和硝化细菌数也一定差别，组合滤料、沸石滤料BAF上层均为活性炭，其异养菌的数量明显高于沸石，这和生物量、生物活性的测定结果一致，也与三种滤料对有机物降解的能力一致(三种滤料对COD的去除率比较见第四章4．5．1)，异养菌与有机物降解的良好相关性也说明了滤柱内对COD的去除起决定作用的是异养菌对有机物的好氧氧化作用，而不同的滤料对生物膜的影响不同，造成其表面的微生物降解能力有所差异。亚硝化细菌表现为沸石滤料和组合滤料较活性炭滤料高，硝化细菌在三种滤料内数量差别不大。(3)滤柱内异养菌、亚硝化细菌和硝化细菌有明显的沿程分布规律。其中，异养菌的沿程下降最为明显，随着高度的降低，异养菌数量下降了几个数量级； 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究亚硝化细菌和硝化细菌的沿程分布较为均匀，不同高度滤层内亚硝化细菌和硝化细菌数测量结果差别不是很大。5．5．3细菌数量与污染物降解的相关性图5．16为在滤速为2m／h，气水比为I：1，水温为20--．．30。C的运行条件下，三利，不同滤料BAF对COD的去除情况。根据异养菌计数结果得到不同填料BAF内异养菌的沿程变化趋势，如图5．17所示。4035≤30凹自825o2015O0．20．40．6O．8l1．21．4滤料高度(111)图5．16三种滤料对COD的沿程去除效梁出水端00,20．40．60．8101．21．4进水端图5．17三种滤料BAF内异养菌的沿程变化趋势由图5．16可见，三种滤料对COD沿程去除的特性基本一致，在距离进水口80cm(即滤料高度为0．5m)处，COD的降解已经达到了总去除率的80％以上，在滤料的j二层(约距离进水口40cm内)，COD的去除率尤为高，达到了COD总去除率的60％左右，而曝气生物滤池的下层对有机物的去除作用效果很小。印∞如∞加如O 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究由图5．17可见，异养菌主要集中在滤料的上层，其上层数量是中下层的数量级倍数，进水端有机物浓度高营养条件充沛，有利于异养菌的生长繁殖，而同时异养菌的增殖造成了COD的快速降解。另外，三种滤料对COD的去除有一定的差异，活性炭和组合滤料的COD去除效果略高于沸石滤料，出本身滤料的差异造成的物理截留效果不同，COD的去除差异也和异养菌的数量差异规律相同，这主要是因为活性炭比表面积大大高于沸石，其对有机物的吸附和物理截留作用高于沸石的同时，吸附在表面的有机物也为异养菌的生长繁殖创造了更好的营养条件，故异养菌的生物降解作片j也得到了加强。三种不同滤料BAF对NH3．N的去除情况，见图5．18。根据亚硝化菌计数结果得到不I_J填料BAF内亚硝化菌的沿程变化趋势，如图5．19所示。oo·2o·4o·6o·81癣陆度‘(：)图5．18三种滤料对氨氮的沿程去除效果蚓靛翼}n水端00．20．40．60B1．01．21．4进棚尚图5．19三种滤料BAF内亚硝化菌的沿程变化趋势由图5．18可见，三种滤料对氨氮的沿程去除效果与COD不同，并不集中于浓度较高的进水端，相反，滤料上层的氨氮去除率不但没有优势反而低于单位∞∞加∞的们∞加加O3525l5互一，1＼∞5减戚m 第5章曝气生物滤池牛．物降解机理研究高度去除率，说明在滤料上层，氨氮的(亚)硝化效果受到了抑制，氨氮在滤料中层则达到了最好的去除效果。由图5．19可见，亚硝化菌的数量在滤料中层高于上层滤料，这也说明了在滤料上层因为异养菌的大量繁殖对DO的争夺，而使亚硝化菌受在竞争中处于劣势导致氨氮在滤料上层的去除受到抑制。r口J‘以得出，氨氮的沿程去除与亚硝化细菌在滤料上的沿程分布趋势一致，亚硝化菌与氨氮的去除有良好的相关性。另外，三种滤料对氨氮的去除率也各有高低，沸石对氨氮存在离子交换作用，但是在曝气生物滤池中，沸石仅起到了生物滤料的作用，滤柱内硝酸盐的浓度随氨氮的去除而升高，氨氮的去除主要是靠亚硝化细菌和硝化细菌的生物降解作用，而沸石的离子交换吸附有利于滤料表面亚硝化、硝化细菌的生长繁殖，图5．19可见，沸石及组合滤料BAF内亚硝化菌数量明显高于活性炭BAF，因此，有沸石存在的BAF氨氮去除率更高。5．6曝气生物滤池有机物降解动力学关系式探析膜生物反应器数学模型主要分成两类：机理模型和经验模型。机理模型主要通过运用动力学机理和其它反应器工程原理来研究个体的机理问题。机理模型主要集中在微观领域，如研究生物膜内营养物质的转移以及Monod方程的应用等。虽然它能够精确地描述反应器的行为，但根据基本原理测定各个参数对设计者和运行操作者米说不太实用，如颗粒介质l古I定膜反应器的运行涉及到许多变量，这就使反应器的机理模型相当复杂，而且其中的许多参数都是相互依存的，为了设计真实的模型必须要考虑这些参数。因此，为了简化机理模型，可以假定一些参数是常数。在生物膜系统中，机理模犁最重要也最难描述的参数是生物膜的厚度及其分布，因生物膜的厚度很难测定，许多模型中假定膜分布是均匀的。另外一些模型中，理想的推流方式也是假设的，尽管以推流方式为主，但随着流速的增大，混合和扩散现象加强，反应器内并非是理想的推流状态。水力扩散和液体流速的变化改变了反应器的水动力条件，因此影响了生物反应器的运行。曝气速率是另一重要因素，它既影响机理模型又影响经验模型，曝气速率的变化既改变水流又影响氧与生物膜的接触，从而影响氧在液体中的转移速率。因此，曝气速率与氧的转移、水力条件和剪切力都有关【93]。与机理模型不同，本节将根据大量试验数据，对曝气生物滤池反应器建立 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究一经验模型关系式，从动力学角度解释不同滤料对有机物效果去除效果的影响。关系式基于试验数据，它仅与工艺的进、出水的变化有关，即仅考虑水力或有机负荷与营养物质去除率之间的关系，无需测定氧的利用率、质量转移系数等参数，同样也不需假定生物分布是均匀的等条件。5．6．1曝气生物滤池有机物降解动力学关系式曝气生物滤池与接触氧化工艺有类似的特征，接触氧化处理工艺是微生物反应器，其中BOD去除率与BOD浓度有关，两者之间呈一次反应关系。此外，曝气生物滤池与普通生物滤池有着许多相似性。示踪试验结果表明，两种滤池的流态在整体上都具有推流式的特点。且根据Mann对推流式生物滤池的研究结果，认为在BAF内生物膜对基质的利用也符合一次反应关系p引。首先，设定曝气生物滤池系统为推流式反应器，则可以假定反应器内只存在着纵向的浓度梯度，即底物只在横向有混合现象，纵向完全不存在混合，如此可得出如图5．20所示的理想化简化模型。图5．20简化模型示意图根据化学反应动力学理论，单位时间内理想化推流式反应器中的每一个局部微元咖存有如下物料平衡关系：输入量．输出量．去除量=累积量(5．1)输入量和输出量分别表示进入和流出反应器微元咖的有机物，差值为QdS，mg／d：去除量是微元dV中有机物浓度的时间变化量(dS／dt)dg，mg／d。则微元dV中的物料平衡关系为：QdS-(as／at)彳dV-(dS／dt)片dV=(dS／dt)dV(5．1) 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究dv=Adh(5．2)式中：Q——处理的水量，L／d；嘏——进出微元咖的有机物浓度变化量，rag／L：咖——滤池反应器中微元体积，L：4—瑚元咖的横截面积，m2；(as／aO一——微元d矿内附着生物膜有机物降解速率，mg／L／d；(硼，击)s——微元dy内悬浮微生物有机物降解速率，mg／L／d：(嘏／出)——微元dy有机物浓度随时间变化速率，mg／L／d。稳态条件下，微元容积内有机物不发生积累，即：(dS／dt)dV=0；而反应器中悬浮微生物与附着生物膜相比是很少的，可以忽略不计，则式(5．2)可以简化为：鲫=(dS／dt)AdV(5．3)反应器内生化反应为一级反应时，有r=dS，dt=一kS(5．4)将式(5。3)和式(5．5)代入式(5．4)，并略去下标A，整理得：dS／dh：一—M—S(5．5)g把滤速v=O／A代入得：dS}dh=一{cSiv(5．6、)积分整理后理等：S=＆P一曲7’(5．7)式中：S——反应器高度h处的COD浓度，mg／L；公式(5．8)与普通生物滤池有机物降解动力学关系式比较接近，如Eckenfelder公式的实用形式：C导=expc半，(5．9)由于曝气生物滤池与普通生物滤池的运行方式和结构具有相似性，比较公式(5．8)和(5．9)，并根据Mann等人的研究结果，在方程式(5．8)中引入特征常数项S(其中il为与滤料类型有关的常数)，使其在动力学意义上相当于普通生 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究别滤地甲阴￡。，I刊町引入及应器一B谇迢仃。帛教K，便K／q具角K2明动力字葸义。因此，最终得出曝气生物滤池有机物去除动力学关系式为：要一pc器，@㈣so—qs：‘式中"——滤料类型常数；K——反应器总体运行常数，K=磷，可见它与反应器的结构、滤料特性和进水有机物浓度有关。这里，令小=面K，则式(5-1。)可简化为：旦：e一一(5．11)氐因此根据式(5．11)可知，c。。去除率(妾)的对数与反应器滤料高度(Ⅳ)之间可表达成一次函数关系。在不同的进水浓度(&)下，以(妾)对H作图，可得葫l一系列的斜率Ⅲ值。再用朋=面K，将两端取对数，用ln(g肌)对In(氐)作图，则斜率门和Y轴截距in(K)也n-I"计算出，从而计算出总体运行常数K和滤料特性常剁"．5．6．2三种不同滤料曝气生物滤池动力学常数该关系式主要是针对曝气生物滤池反应器处理景观水体进行脱碳研究而建立的，它总结了三种滤料曝气生物滤池3个多月的运行数据，具体运行情况见第3．2．2节。三种不同滤料曝气生物滤池的运行条件为：气水比为l：I，滤速为2m／h(水力停留时间78min)，除磷药剂投加系数为23，温度为18．3"--32．5℃，滤柱内溶解氧浓度在3．1-"-'6．9，确保了溶解氧不会成为反应器的限制因素。活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料对COD的去除率分别在37．2％--'-'63．3％，35．2％～56．7％，34．1％"---60．5％，平均去除率分别为51．4％，41．1％，48．3％。试验过程中，为了推算各负荷下的模型常数I'／值和K值，从各阶段数据中选9l 第5章曝气生物滤池牛物降解机理研究出20组相关性较好且具有代表性的数据进行推算，其中所选数据的相关系数％分别为0．9801～0．9987(活性炭)，0．9642"--'0．99745(沸石)和0．9872～0．999(活性炭一沸石组合滤料)之间。这样每组数据得到一个相应的m值，每个阶段共20个m值，然后根据觑(g垅)值和相应的初始浓度In(so)值进行回归模拟(见图5．21)。5．55—4．5口e-"一43．533．13．23．33．43．53．63．73．83．94In(So)图5．2l不同滤料BAF的n和K值图5。2l是活性炭滤料BAF，沸石滤料BAF和活性炭．沸石滤料BAF在稳定运行’卜|的模拟结果，由图中的回归方程可以得卅相应的动力学常数，见表5．4。表5．4不同滤料BAF的K和11值项同活性炭沸石活性炭+沸石K27．221．7924．57n0．37710．16080．29395．6．3曝气生物滤池动力学常数的讨论反应器总体运行常数K与COD去除率有直接的关系，它控制反应器不同高度处的COD去除率情况。从数学关系式中可以看出K值越大，争值就越小，Cu0此时COD去除率就高。这一点从试验数据中也得到了充分证明，如图5．2l所示 第5章曝气生物滤池生物降解机理研究线性叫归方程随负荷的增加斜率和截距均变小，说明不I司滤料对COD处理效果是不同的，活性炭滤料BAF的K值高，其COD去除率高，这与实际运行是相符合的。因此，K值的大小预示着反应器内生物膜的活性。这里界定门值足一个与滤料特性有关的常数。模型中"值的具体含义足，表明进水COD在一定范围内变动时，反应器的去除率变化幅度，它是一个表征系统运行稳定性的常数。具体的讲，关系式中砌旦so=g-霹KH，对于给定的某个反应器来说，当它在一定负荷下运行时，其中的丛Ⅳ为一负常数。现定义R：旦，q30则伽尺=砌妾=面-KH，此时R是一个关于&的隐函数，方程两侧对氐求偏导，蝴R'=-KqH。‘刀‘磊S而e，因为&为一大于l的数，而刀值大于。，当进水浓度氐在缄内波动时，rl值越小，R的波动幅度就越大，相应的COD去除率变·化幅度就大，表明反应器的抗冲击负荷能力较差，不适合处理浓度变化系数大的污水，这是从关系式分析中得出的结论。在试验中我们也发现，当有冲击负。荷时，活性炭滤料和活性炭．沸石组合滤料BAF的抗冲击负荷能力高于沸石滤料BAF，与实际相符。5．7本章小结(1)景观水体的贫营养环境造成本试验曝气牛物滤池挂膜后滤料表面形成了薄而致密的生物膜。(2)曝气生物滤池内沿程生物量和生物活性呈现递减的趋势，而单位生物量上的生物活性则呈现倒“V”字形，生物量的变化与污染物的降解呈现较好的相关性；滤柱上层活性炭滤料上的生物量及活性明显高于沸石滤料：曝气量对中层微生物影响最大；随着污染负荷的增加生物量及活性明显提高，说明处于底93 第5章曝气牛物滤池生物降解机理研究物浓度为景观水体BAF的限制条件：反冲洗对滤料上层影响最大，反冲洗后上层生物量下降至原米的1／3左右。(3)异养茼、亚硝化、硝化细菌计数结果显示活性炭、沸石、活性炭．沸石组合．i种不同滤料上有一定差别，且其与COD、氨氮去除有t刘tY-的相关关系：异养菌主要集中在滤料的上层，其上层数量是中下层的数量级倍数，异养菌的增殖造成了COD的快速降解；氨氮的沿程去除与亚硝化细菌在滤料一卜．的沿程分布趋势一致，亚硝化菌与氨氮的去除有良好的相关性。(4)建立了只与进出水水质及反应器特性相关的曝气生物滤池降解有机物的动力学半经验关系式，得到活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料的动力学常数分别为27．2，21．79，24．57和滤料类型常数分别为O．3771、0．1608、O．2939，从动力学角度解释三种填料BAF去除有机物效能的差别。 第6章结论与建议6．1结论通过对生物炭．沸石组合滤料曝气生物滤池工艺对人上景观水体的水质净化试验研究，取得了人工景观水体组合滤料曝气牛物滤池的处理效果和工艺工况参数，进行了相关微生物学的研究，并基于试验结果提出了有机物降解动力学关系式，为世博园区水景观的生态维护提供技术支持，也为国内其他人工景观水体的水质净化提供参考。课题主要研究结论如下：(1)大气干湿沉降中的降尘通量及有机物、营养盐氮及营养盐磷的沉降通量与周围环境及气象因子有关，其对景观水体的富营养化的贡献量较为可观，是景观水体重要的非点源污染之一。(2)活性炭．沸石组合滤料曝气生物滤池在普通曝气生物滤池的基础上，在达到对有机物、氨氮高效去除的同时，活性炭．沸石组合滤料能提高BAF工艺对有机物和氨氮的耐冲击负荷能力。根据《地表水环境质量标准》(GB3838．2002)，试验用水为劣V类水体，经微絮凝强化除磷组合滤料曝气生物滤池处理后，出水CODc，、氨氮、总磷浓度均可达到IV类水体水质要求，与后置反硝化滤柱串联形成■级组合滤料BAF后，出水总氮浓度达到V类水体水质要求。(3)活性炭一沸石组合滤料曝气生物滤池对不同污染程度的景观水体均有较好的污染物去除效果，对试验模拟的低、中、重度污染景观水体的净化效果均达到IV类水体水质要求，组合滤料抗冲击负荷能力较强，其抗氨氮冲击负荷的能力与沸石填料相当，明显高于活性炭填料，抗有机物冲击负荷的能力则较沸石填料强。(4)水中磷是影响水体富营养化的关键因素，微絮凝强化除磷工艺可明显改善普通曝气生物滤池对磷去除效果欠佳的弊端，当以氯化铝为除磷药剂，投加系数为23时，经处理后可将水中总磷浓度由0．51mg／L降低至0．06mg／L，平均去除率达80％以上，水体富营养化得到明显改善。(5)组合滤料曝气生物滤池处理人工景观水体的较佳运行参数为：气水比为l：l，滤速2m／h，停留时间40min，水力负荷48L／m2d，除磷药剂投加系数为95 第6章结论与建议23。较佳反冲洗方式为：反冲强度20L／(m2．s)，反冲J力时为5min，平均运行周期为5天。后置反硝化滤柱在滤速为lm／h，停留时间78rain，投加碳源(葡萄糖10mg／L)的条件下，反硝化效果最好，出水TN平均值为1．62mg／L，可稳定降至1．8mg／L以下，达到V类水体要求，反冲洗周期在20d以上。(6)曝气生物滤池内沿程生物量和生物活性呈现递减的趋势，而单位生物量上的生物活性则呈现倒“V”字形，生物量的变化与污染物的降解呈现很好的相关性；滤柱上层活性炭填料上的生物量及活性明显高于沸石填料；曝气量与污染负荷的增加都能导致生物量及活性的提高，反冲洗后上层生物量下降至原来的1／3左右。(7)异养菌、亚硝化、硝化细菌计数结果显示活性炭、沸石、活性炭一沸石组合三种不同滤料上有一定差别，且其与COD、氨氮去除有良好的相关关系：异养菌主要集中在滤料的上层，其上层数量是中下层的数量级倍数，异养菌的增殖造成了COD的快速降解；氨氮的沿程去除与亚硝化细菌在滤料上的沿程分布趋势一致，亚硝化菌与氨氮的去除有良好的相关性。(8)建立了只与进出水水质及反应器特性相关的曝气生物滤池降解有机物的动力学半经验关系式，得到活性炭、沸石、活性炭．沸石组合滤料的动力!学常数和滤料类型常数，从动力学角度解释三种填料BAF去除有机物效能的差别。6．2建议(1)由于试验时间所限，人工景观水体组合滤料曝气生物滤池工艺没有取得冬季运行数据，建议进一步开展低温运行效果和工艺参数的研究。(2)建议深入进行曝气生物滤池微生物的定性定量研究，应用分子生物!学等免培养方法研究BAF上微生物的分布、群落时空动态变化和优势菌群的作用、变化规律，为组合滤料曝气生物滤池在景观水体的应用提供理论基础。 致谢时光荏苒，一年多的研究工作，经历了查阅文献、研究调研、实验研究，数据分析及处理、论文撰写等数个阶段终于凝聚成了这么薄薄一本。回顾这些时光，无论是工作学>-j的收获，还是克服困难的艰辛，于我都是受益终身的。本文是在导师徐竟成教授的指导下完成的。两年多的硕士学>--j中，徐老师渊博的学识，严谨的治学态度，一丝不苟的工作作风，平易近人的长者风范，使我受益匪浅。所谓一日为师，终身为父，在同济已近七年，徐老师的谆谆教诲中，不仅学会如何做科研，更懂得了如何做人．值此论文完成之际，向导师表示衷心的感谢和深深的敬意!感谢同济大学环境学院黄翔峰教授对课题研究的指导，感谢施鼎方老师、沈洪老师、朱毓秀老师、俞定康老师、唐贤春老师、王士芬老师在实验和学习当中给予我的关怀和帮助，以及耐心的指导，在此表示由衷的感谢．衷心感谢课题组这个团结的小集体，感谢同门许健，郑广宁，师妹傅婷、何文源，魏巧玲，师弟徐立、陈谷、凌杰等，在两年半的研究生学>--j期间他们给了我有益的启发和帮助，在此表示诚挚的谢意，祝愿他们在今后学业有成、前程似锦。最后，衷心感谢我的家人和朋友一直给予我殷切的关爱和无私的帮助，更感谢他们的宽容和理解，使我顺利完成学业。 参考文献【l】秦伯强．长t_E中T游浅水湖泊富营养化发生机制与控制途径初探[J】．湖泊科学，2002，l4(3)：193-202．【2】王华东，王健民，刘永可等．水环境污染概论【M】．北京：北京师范大学出版社．【3】翁稣颖，戚蓓静，史家梁，等．环境微生物学[M】．北京：科学出版社，1985．[4】张锡辉．水环境修复工程学原理与应用【M】．北京：化学工业出版社，2002．【5】HavensKE，FukushimaT,XieBetal．NutrientdynamicsandeutrophicationofshallowlakesKasumigaura(Japan)，Doughu(PRChina)and0keeehobee(USA)【J】．EnvironmentalPollution，2001，ll1(2)：263-272．【6】6MackenzieLDavis，DavidAComweU．环境工程导论(第三版，王建龙译)[M】．北京：清华大学出版社，2002．[7】McCarthyJJ,TaylorWR．Nitrogenousnutritionoftheplanktoninthe’ChesapeakeBay1．nutrientavailabilityandphytoplanktonpreferences[J]．Linm01．Oceanogr．，l977，22(6)：996-1O1I．【8】JonesJR，BachmannRW．Predictionofphosphorusandchlorophylllevelsinlakes【J】．JournalofWaterPollutionControlFederation，1976，48：2176--2185．【9】日本机械工业联合会，日本产业机械工业会．水域的富营养化及其防治对策(杨祯奎，胡保林译)【M】．北京：中国环境科学出版社，1987．[10】彭近新，陈慧君．水质富营养化与防治【M】一匕京：中国环境科学出版社，1988．【ll】邓朝晖．景观格局在公园景观水体富营养化防治中的作用研究：【硕士学位论文】．上海：上海师范大学，2005【12】陈友媛，惠二青，金春姬，等．非点源污染负荷的水文估算方法【J】．环境科学研究，2002，l5(2)：20-27．[13】李怀思．流域非点源污染模型研究进展与发展趋势[J】．水资源保护，1996，(2)：14-18．【14】任磊，黄廷林．水环境非点源污染的模型模拟【J】．西安建筑科技大学学报(自然。科学版)，2002，34(1)：9．13．【15】郝芳华，程红光，杨胜天．非点源污染模型．理论方法与应用【M】．北京：中国环境 参考文献科学出版社，2006．【16】邢可霞．流域非点源污染模拟及不确定性研究[D】．北京：北京大学，2005．【17】李田，林莉峰，李贺．上海城区径流污染及控制对策【J】．环境污染与防治，28(il)：868-870．【l8】张善发，李田，高廷耀．上海市地表径流污染负荷研究[J】．中国给水排水，22(21)：57-60．[】9】Gilliland，M，w．，andBaxter-Potter，w．AGeographicInformationSystemtoPredictNon—pointSourcePollutionPotential[J]．WaterResour．Bull，1987，23：281-290．【20】CanaleRP，AuerMT，OwensEMetal．ModellingfecalcoliformbacteriaII．modeldevelopmentandapplication[J】．WaterResearch，1993，27：703—714．【2l】客绍英，周蓉生，汪云亮．工业城市大气降尘元素组成及分布规律研究【J】．河北工业大学学报，2002，3l(5)：00～l01．[22]张国宏，谈建国，郑有飞．上海市月降尘量与气象因子间的关系[J】．气象科学，2006，26(3)：328-339．【23]李芳，谈建国，魏海萍．上海市降尘污染现状分析及对策建议【J】．会议论文．【24]林国珍，黄芹．大气降尘中水溶性有机物组成与含量的研究【J】．环境科学进展，1998，7(5)：145～147．【25】LiWenchao．WetlandutilizationinLakeTaihuforfishfarmingandimprovementoflakewaterquality[J]．EcologicalEngineering，l995，5：107--21．[26】RobertGWetzel．Limnology．andedition[J]．PhiIadelphia：SaundersCollegePublishing，1983．223-341．[27】李睿华，管运涛，何苗等．河岸美人蕉和香根草的生长繁育及其腐烂规律【J】．生态学杂志，2007，26(3)：338～343．[28】李文朝，陈开宁，吴庆龙等．东太湖水生植物生物质腐烂分解实验【J】．湖泊科学．200l。13(4)：331-336．[29】尹真真．国内外水体富营养化机理研究历史与进展【J】．微量元素与健康研究．2006．23(3)：46—47．[30】岗杰等．人工曝气复氧治理黑臭河流【J】．中国给水排水．2001，17(4)：47—49．[3l】季兵等．上海梦清园生态净化工艺设计与研究【J】．中国环保产业．2005，9．【32】陆洪宇．改进型曝气生物滤池对景观水处理的试验研究：【博士学会论文】．黑。 参考文献龙江：哈尔滨工业大学．2005．[331A．T．Mann，T．Stephenson．ModelingBiologicalAeratedFiltersforWastewatertreatment[J]．WaterResearch．2000，5l(10)：2443-2448．【34】R．Pujol，M．HamonandX．Kandel．Biofilters：Flexible，ReliableBiologicalReactors[J]．Wat．Sci．Tech．1994．29(10·l1)：53-60．【35】郑俊，吴浩汀．曝气生物滤池工艺的理论与工程应用【M】．化学工业出版社，2005：23～32．【36】于占生，刘文君．微污染水源饮用水处理．北京：中国建筑工业出版社，1999．【37】李建渠，李灵芝，王占生．生物滤池和常规工艺对某地表水中不同分子量有机物的去除[J】．重庆环境科学，2003，25(12)：25～29．【38】桑军强，王占生．BAF在微污染源水生物预处理中的应用【J】．中国给水排水，2003，19(2)：21～23．【39】薛记中．生物陶粒滤池预处理涤阳河微污染原水【J】．中国给水排水，1999，15(11)：66～68【40】黄晓东，于正丰．受污染珠江水源水的生物预处理试验研究[J】．给水排水，1998，24(7)：35-37．【4l】桑军强，张锡辉，张声等．原水生物预处理的轻质滤料滤池和陶粒滤池运行效果对LL[J]．环境科学，2004，25(3)：40-43[42】季民，周着，任志勇等．两种微污染原水生物预处理方法工艺性能比较【J】．给水排水，2002，28(10)：26～29．[43】吴为中，王占生．水库水源水生物陶粒滤池处理中试研究【J】．环境科学研究，1999，12(1)：10-14．[44]周云，戴婕，王占生等．曝气生物滤池在上海周家渡水厂的应re[J]．中国给水排水，2002，l8(10)：68～74．[45】戴婕，周云．BAF预处理工艺应用研究【J】．上海水务，，2002(2)：15～l8．[46】张义妍，朱亮，薛红琴．微污染源水生物预处理氨氮去除影响因素探讨[J】．给水排水，2002，28(11)：1～3．[47】黄晓东，曹天洪．生物陶粒处理深圳水库水的试验研究【J】．环境科学，1998，19(6)：60～62．【48】黄晓东，于正丰，王占生．受污染珠江水源水的生物预处理试验研究【J】．给水排水，1998。24(7)：35～37．100 参考文献【49]谢曙光，张湛军，刘好笑等．组合工艺处理黄河微污染水的研究[J】．环境工程，2005，23(2)：l2-15．【50】张燕．微污染水源水的控制技术[J】．环境污染与防治，2001，23(2)：71．【5l】张文妍．微污染水源水生物预处理氨氮去除影响因素探讨【J】．给水排水，2002，28(11)：2．[52]邱立平．生物接触氧化过滤处理生活污水的实验研究【J】．哈尔滨建筑大学硕士学位论文2000：3236．[53]H-Y．Hu，K．Fujie，H．Nakagomeeta1．QuantitaiveAnalysisoftheChangeinMicrobialDiversityinaBioreactorforWastewaterTreatmentBasedonRespiratoryQuiones[J]．WaterResearch．1999．33(15)：3263-3270．【54】E．J．LaMotta．IntemalDifusionandReactioninBiological-film[J]．EnvironmentScience&Technology．1976(10)：765-769．【55]刘培英．专家会诊京城“水华”[J】．北京水利，2002，(5)：16．【56】刘春光，金相灿，王雯，等．城市景观河流夏季污染状况及营养水平动态分析．以天津市津河为例【J】．环境污染与防治，2004，26(4)：312．316．[57】彭俊杰，李传红，黄细花．城市湖泊富营养化成因和特征【J】．生态科学，2004，23(4)：370-373．【58】王建华，潘伟斌．城区富营养化景观水体的生物修复技术【J】．P_q川环境，2005，24(5)：34-36．[59]杨红军，张惠玲，申哲民．上海市主要园林景观水体富营养化调查与评价【J】．中国环境管理干部学院学报，2005，15(4)：50．52．【60】王赞红．大气降尘监测研究【J】．干旱区资源与环境．2003，17(1)：54-59．[61]钱广强，董治宝．大气降尘收集方法及相关问题研究【J】．中国沙漠．2004，24(6)：779"782．【62】张国宏．上海吴淞工业区降尘与气象因子关系研究：【硕士学位论文】．江苏：南京信息工程大学，2006．【63】张国宏，谈建国，郑有飞，等．上海市月降尘量与气象因子间关系研究【J】．气象科学，2006，26(3)：328-332．[64】李明香，任成．应用灰色关联分析研究气象因子对大气降尘的影响程度【J】．辽宁气象，1997，13(1)：26～28．[65】Appel，BR，Y．Tokiwa，M．Haik，andELKathny．Artifactparticulatesulfateand10l 参考文献nitrateformationonfiltermedia[J]．Atmos．Environ．，1984，18,409-416．[66】林国珍，宿志一．大气降尘中水溶性有机物组成与含量的研究【J】-大气污染及其防治，2005，l2(2)：33-35．[67]林国珍，千庆广．湖北省黄石市城区降尘物相特征的研究【J】．中国环境监测，l987，3(6)：4·7．【68]沈同英，施并章著，海洋生态学(第二版)【M】．北京，科学出版社，2002：213-223．【69]孙松，张永山，吴玉霖，等．胶州湾初级生产力周年变化【J】．海洋与湖沼．2005，36：48l-486．【70]万小芳，吴增茂，常志清等．南黄海和东海海域营养盐等物质的大气入海通量的再分析[J】．海洋环境科学，2002，12(4)：14-18．[71]张国森，陈洪涛，张经，等．长江口地区大气湿沉降中营养盐的初步研究[J】．应用生态学报，2003，14：l107～1111．[72]罗军．大气中氮磷及重金属沉降对太湖水质的影响：[硕士学位论文】．江苏：南京大学．2004．05．[7312淑澄．生物活性炭技术及在污水处理中的应用[J】．中国给水排水．2002，28(12)：1．5．【74】Yin．W．C，Weber．E．J，Bio-physicochemicalAdsorptionModelSystemsforWastewaterTreatment[J]．JournalWPCF．1979．51：266卜2677．【75】FH钟荃．沸石去除饮用水源中有机污染物的展望[J】．中国给水排水，199915(4)．【76】杨亚红．组合填料生物滤池预处理微污染水源水的研究：【硕士学位论文】．兰州理工大学，2006．【77】赵奎霞，李晓粤，张传义．微絮凝直接过滤技术的研究与应用进展【J】．环境保护科学．2004，29(5)：14．16．【78]T．Clark，T．Stephenson，P．A．Pearce．Phosphorusremovalbychemicalprecipitationinabiologicalaeratedfilter[J]．Wat．Res．1997．3l(10)：2557—2563．【79】傅会祥，陈正清，赵玉华等．微絮凝过滤处理污水厂二级出水用作景观水研究【J】．中国给水排水．2006，22(19)：65．67．【80】宗宫功．污水除磷脱氮技术张(荪楠，吴之丽译)【M】．中国环境科学出版社，2005．[8l】唐建国，林洁梅．化学除磷的设计计算【J】．给水排水．2000，26(9)：17-21．[82】杨兴豹．生物活性炭在城市污水厂二级出水回用处理中应用的研究：【硕士学位论文】．同济大学，2004．102 参考文献【83】凌霄，胡勇有，马骥．曝气生物滤池铝盐化学强化与生物协同除磷[J】．环境科学学报．2006，26(3)：409．415．【84】Yin．W．C，Weber．E．J，Bio-physicochemicalAdsorptionModelSystemsforWastewaterTreatment．JournalWPCF．1979，51：2661-2677．【85】GM．Walker,L．R．Weatherley．BiologicalActivatedCarbontreatmentofindustrialwastewaterinstirredtankreactor．ChemicalEngineeringJournal．1999，75：20-26．【86】TChristineH，sabineKunst．Simultaneousnitrification／denitrificationinanaerobicbiofiimsystem[J]．WatSciTechnol，l998，37(4-5)：183一l87．【87】Alleman，J．E．etai．RestingCellActivitybyNitrifyingMicrorganlsms．1991WaterResearch，l999，42(4)：l8·l9．【88】DanielsS．L．(1980)．Mechanismsinvolvedinadsorptionofmicroorganismstosolidsurface．In：BiuonGandMarshallK．G(eds．1AdsorptionfMicroorganismstOSurfaces，JohnWilley&．SonsInc：8～58．【89】MozesN．andRouxhetP．c．(1992)Modificationofsurfaceforpromotingcellimmobilization【J】．BiofilmsScienceandTechnology，KluwerAcademicPublishers：69．86．【901支U雨．生物膜法污水处理技术【M】．北京：中国建筑工业出版社，2000．[91]GB4789—2003，食品卫生微生物检验方法[M】．北京：中国标准出版社，2004．【92】胡家骏，周群英．环境工程微生物学【M】．北京：高等教育出版社，1989．【93】Patrick，P'Michele，C．John，eta1．BiodegradableOrganicMaterRemovalinBiologicalFilters：EValuatjonoftheChabrolModel[J]．WaterResearch．1999，33(6)：1387～1398．【94】A．T．Mann，T．Stephenson．ModellingBiologicalAeratedFiltersforWastewaterTreatment[J]．WaterResearch．1997，31(10)：2443-2448．103 个人简历在读期问发表的学术论文与研究成果个人简历在读期间发表的学术论文与研究成果个人简历：朱清漪，女，1984年7月生。2006年6月毕业于同济大学环境工程专业获学士学位。2006年9月免试直升入同济大学读硕士研究生，主修环境工程专业。已发表论文：【l】徐竟成，朱清漪，李光明，平丽．印染废水微滤．反渗透工艺的深度处理研究．印染，2008，NO．5：24．27．【2】李健，朱清漪，徐竟成．反渗透技术在工业废水回用中的应用研究．上海纺织科技，2008，V01．36(5)：8．10．【3】徐竟成。朱清漪，许健．反渗透技术在印染废水回用中的应用．2006凤凰全国印染行业环保工作年会论文集，2006．