河涌污水氨氮去除研究大学本科毕业论文

图3.2生物基挂膜阶段NH3-N去除效果由图3.2中出水的NH3-N浓度曲线变化可以看出，整个阶段进水的浓度有一定的波动，但大多在20～40mg/L之间。装置刚启动时NH3-N的去除率只有30%左右，其后一段时间内出水NH3-N浓度并没有很快的下降。从2007年12月16日开始出水NH3-N浓度有了明显下降趋势，自2007年12月22日之后，出水NH3-N浓度基本稳定在0.5mg/L左右，已经达到地表水的Ⅴ类水标准；去除率也保持着升高的趋势，在启动挂膜10多天后就达到90%以上，其后曲线3.2模拟河涌阶段试验研究3.2.实验装置于1月中旬已经挂膜成熟，进水量保持在250L/h稳定运行。但由于到1月中旬后天气的转冷，装置的运行稳定性较差，因此河涌模拟试验在3月1日才正式开始，进水流量保持在平均400L/h左右，并根据水质变化情况，及时调整相关的运行参数，探索生物基接触氧化技术的调试方法，为河涌治理提供参考。3.2.2模拟河涌阶段CODCr的去除模拟河涌阶段CODCr浓度变化如表3.4和图3.3所示。表3.4模拟河涌阶段CODCr浓度变化及去除效果采样日期出水CODCr(mg/L)进水CODCr(mg/L)CODCr去除率(%)2008-2-2837.23375.1786.472008-3-167.17281.4876.142008-3-337.23295.6687.412008-3-552.99367.6685.592008-3-768.75350.8280.402008-3-965.60394.9483.392008-3-1164.02347.6681.592008-3-1370.32382.3381.602008-3-1565.60385.4882.982008-3-1771.90413.8582.632008-3-1957.72464.2787.572008-3-3157.72440.6486.902008-3-2352.99160.1466.912008-3-2541.96279.9085.012008-3-2732.50249.6487.002008-3-2938.81224.7582.732008-3-3029.35223.1886.852008-4-137.23265.1885.962008-4-327.78215.3087.102008-4-434.08342.9490.062008-4-537.23284.6386.922008-4-738.81201.1180.702008-4-938.81205.8481.15图3.3CODCr去除情况从图3.3看出，出水的CODCr的浓度基本波动范围不大，3月上中旬CODCr在300～400mg/L之间，由于污染负荷较高，出水的平均CODCr超过了50mg/L；3月下旬进水的CODCr降到250mg/L左右，污染负荷降低，出水的平均CODCr小于40mg/L，可以达到Ⅴ类水标准。3.2.2模拟河涌阶段NH3-N的去除效果分析模拟河涌阶段出水NH3-N的浓度变化如表3.5和图3.4所示。表3.5模拟河涌阶段NH3-N浓度变化及去除效果时间出水NH3-N(mg/L)进水NH3-N(mg/L)NH3-N去除率(%)20010.0267.8085.2220011.7465.8482.1720018.1971.9474.7220020.3767.4669.8020031.4977.9159.5820037.5384.8355.7620042.0881.1748.1620044.3991.3551.4120034.90100.9865.4420027.4093.3870.6620022.00127.3382.722009.1691.9690.042000.6044.1298.642000.6350.2398.752000.5934.3598.282000.5639.5198.582000.8948.1998.152000.2834.6299.192008-0.4437.6198.832008-1.5932.8695.16图3.4模拟河涌阶段NH3-N去除情况从图3.4看出，从3月上旬到中旬，进水NH3-N浓度大于60mg/L且呈上升趋势，污染负荷过重，硝化菌难以适应，开始阶段的去除率一直维持在较低水平，并随进水NH3-N浓度的上升而不断降低。到3月下旬，进水NH3-N浓度逐渐降低并基本维持在40mg/L左右，出水NH3-N浓度和和去除率开始逐渐回复到原来的水平。出水NH3-N浓度回复到低于1mg/L，达到Ⅴ类水标准。4生物相分析本题目所涉及的核心技术是利用生物基上的生物膜降解水中的污染物，因此研究生物相中微生物种类、数量的变化可以反映出生物膜的生长情况及其去污能力。4.1生物膜的表观分析4.1.1生物基挂膜过程的表观变化分析在投加复合优势菌后，菌体易于吸附在本试验所采用的白色特殊编织面料生物基表面，并能够迅速进行生长繁殖。通过肉眼观察即可看出，生物基表面的生物膜厚度逐日增加，且表观颜色也呈现出明显的变化规律。进水段生物基挂膜过程的表观变化如图4.1所示。(a)2007年12月11日(b)2007年12月17日(c)2007年12月22日(d)2008年1月5日图4.1生物基挂膜过程的表观变化从图4.1(a)看出，在试验启动后的第三天，即2007年12月11日，生物基表面开始吸附有薄薄的灰色絮体层，表明投加的复合优势菌已经有相当部分吸附于生物基表面。从图4.1(b)看出，试验开始后的第9天，生物基表面生长的生物絮体明显增加，显深褐色，但较为松散，表明在适合的温度、DO和有足够污染物作为营养的环境下，生物膜微生物的增殖速度快。从图4.1(c)看出，经过第2次投菌后，生物基表面大部分面积都被生物絮体包裹，呈现出成膜的形态，颜色也有明显的变化，显灰褐色。生物基顶端呈黄绿色，在显微镜下观察，发现大多都是硅藻门的小舟藻。这表明微生物较紧密的吸附在生物基表面上生长增殖，并已经形成菌胶团，藻类的出现是由于顶端部位阳光充足有利于其生长。同时也表明生物基表面微型生物多样性逐步增加，生物膜的微生态逐渐形成。从图4.1(d)看出，试验开始差不多一个月时间，生物基表面的生物膜明显增厚，颜色也有很大变化，顶部呈红褐色，下部呈灰褐色。生物膜内部较为紧密，外部形成毛絮态，有利于截流吸附利用水中污染物。此时，生物基已具有较高的生物量。4.1.2不同段的生物膜表观分析由于本试验模拟污染河涌的水力条件以推流式运行，装置中的污染物浓度沿水流方向变化，因此，各实验段的填料挂膜情况也有一定的区别。挂膜后装置前、中、后三段的生物膜形态如图4.2所示。(a)(b)(c)图4.2不同段的生物基挂膜形态从上图可知，由于以推流式运行，前段的污染物浓度高，微生物所得到的营养物质也较多，因此，前段的生物膜明显较厚，顶部呈红褐色，下部呈灰褐色。中间段营养物虽然已经减少，但仍存在一定的生物量，生物基表面附着一层较薄的生物膜，呈黄褐色，顶端长有较多绿藻。后段由于营养物质较低，挂膜生长缓慢，部分生物基表面没有生物膜覆盖，整体呈较淡的黄褐色，顶端长有一些绿藻。4.2生物膜的微型生物多样性4.2.1藻类计数与多样性分析1、藻类计数藻类含有叶绿素，能通过光合作用对水体供氧，提高污染水体的溶解氧，同时会吸收利用部分氮、磷作为维持自身生长的营养物质。污染河涌大多处于富营养状态，含有较高浓度的氮、磷污染物，而藻类的数量和群落结构是评价水体富营养化和自净能力的一个重要指标。本试验进程中发现了明显的藻类的增长情况，因此，在挂膜成熟后，对前、中、后三段的生物膜分别采样，统计不同种属藻类的数量。计数采用0.1mL藻类计数框，对照《淡水微型生物图谱》分辨种属，采样日期在2008年1月9日，计数后的统计结果如表4.1所示。表4.1藻类计数统计结果属门前段（个/cm2）中间段（个/cm2）后段（个/cm2）舟形藻硅藻111400011700001214000小环藻硅藻200002600026000小球藻绿藻11000068000562000直链藻硅藻50000200000650000卵形藻硅藻3200074000488000锥囊藻金藻1920001260000空星藻绿藻1000018000300002、藻类多样性分析采用Simpson多样性指数评阶试验装置前、中、后段的藻类生物多样性。计算公式为下式：(4.1)式中P为Simpson多样性指数，ni为种类的个体数，N总个体数计算结果为下表4.2：表4.2Simpson多样性指数计算结果前段中间段后段P0.44580.49250.7220本试验处理的污水虽然有足够的氮、磷营养物，但藻类的种类并不多，Simpson多样性指数也不算高，这可能与原水中本底的藻类种类较少有关，而且投加的复合优势菌也缺少藻类。从Simpson多样性指数的计算结果看出，藻类生物多样性随水流方向增高，正好表明了随着污染物的浓度降低，水质的改善，有利于藻类生物多样性的增加。4.2.2原生动物计数与多样性分析1、原生动物计数原生动物与水体质量关系密切，常作为判断水质好坏的指示性生物，同时，原生动物也是水体生态系统食物链及生物生产力的基本环节。原生动物以摄食藻类为主，它作为更高一级生物的大量出现，表明生物膜微生态系统的进一步完善。本试验在挂膜成熟后，对前、中、后三段的生物膜分别采样统计不同种属原生动物的数量。计数采用0.1mL计数框，对照《淡水微型生物图谱》分辨种属，采样日期在2008年1月8日，计数后的统计结果如表4.3所示。表4.3原生动物计数统计结果属纲开始段中间段出水段钟虫纤毛虫25001300700沙壳虫肉足纲1700300200楯纤虫纤毛虫19003000四膜虫纤毛虫19001000马氏虫肉足纲10000单鞭毛虫鞭毛虫60010002、原生动物多样性分析采用Simpson多样性指数评阶试验装置前、中、后段的原生动物生物多样性。采用公式(4.1)计算。计算结果如表4.4所示。表4.4Simpson多样性指数计算结果前段中间段后段P0.77900.57140.3457从表4.3的统计结果可以看出，挂膜成熟后，原生动物的种类比一般的活性活泥法要少，原因在于本试验处理的原水污染物浓度高，原生动物少，而且所投加的复合优势菌中基本不含有原生动物。同时，从统计结果中发现原生动物中以钟虫最多。钟虫喜好在洁净的水体中生长，它的大量出现，表明试验装置中的污水得到很好的净化，水质变得较好。从表4.4的计算结果发现，原生动物前段的Simpson多样性指数最大，沿水体流动方向逐渐减少，正好与藻类相反。原因在于前段池体中的生物量大，可供原生动物作为食物的菌体较多，后段水质即使得到很大的改善，但食物量少，在总数上不占优势。5氨氮的转化去除机理分析5.1生物相与氨氮转换去除的关系5.1.1生物基挂膜阶段的影响由图3.1及图4.1可以看出，在生物基挂膜阶段，随着生物基表面吸附絮体的增多以及生物膜厚度的增大，生物膜逐渐成熟，出水NH3-N浓度下降明显，去除率保持上升趋势。当膜层厚度达到一定限值之后，NH3-N去除率变化趋于平缓。5.1.2水力条件的影响各采样点NH3-N浓度变化如图5.1所示。图5.1各样点的NH3-N浓度变化由图4.2和图5.1可看出，试验装置稳定运营阶段，装置内生物膜厚度随流向方向逐渐减小，NH3-N浓度也不断降低。其中前段水体的NH3-N浓度最大，但较进水NH3-N浓度相比降幅较大，前段与中间段NH3-N浓度相比存在一定的浓度差，但无前段那样降幅较大，而后段跟中段的NH3-N浓度已经非常接近。这是由于前段水体中生物基表面的生物膜生长较成熟，硝化系统已经成长得较相对完善，NH3-N去除效率也相对较高。而中间段和后段生物膜与前段相比，虽没有前段那样成熟，但对剩余的NH3-N仍有较强的氧化作用。5.2三态氮的转化关系生物基挂膜阶段出水三态氮和总氮浓度变化如图5.2所示。图5.2出水三态氮和总氮浓度从图5.2可以看出，在试验启动后的前10天内，出水NH3--N的浓度逐步下降，NO3--N和NO2--N逐步上升，这说明亚硝化菌和硝化菌都处于稳定的增长阶段。到了2007年12月19日，NO2--N浓度达到8mg/L，此时已经存在一定的生物毒性，亚硝化细菌的生长受到抑制，NO2--N产生量减少。同时，在高NO2--N条件下，硝化细菌进一步增长，把亚硝化菌产生的NO2--N及水中的NH3--N全都氧化成NO3--N，产生的NO3--N浓度越来越高，出现NO3--N的积累。对照TN和三态氮的浓度变化曲线，发现三态氮的总和跟TN浓度差不多，TN去除很少，这是由于挂膜阶段的生物膜还是比较薄，厌氧层还没出现，反硝化作用很小。结论本试验通过建立一个中试规模的河道模拟装置，将“生物基+复合优势菌+微孔软管曝气”条件相结合，运用生物基接触氧化工艺处理黑臭水沟污水，通过跟踪监测生物基挂膜及稳定运行过程中水质指标及生物相的相应变化，以及对生物基接触氧化技术净化黑臭污水的机理的综合分析，探讨了该工艺的技术可行性及运行过程的操控条件，得出的主要研究结论如下：（1）生物基挂膜成功后，出水的CODCr≤40mg/L，去除率达到70%以上，出水的NH3--N≤2mg/L，去除率达到90%以上，基本可达到地表水Ⅴ类水标准。（2）挂膜初期亚硝化菌快速增长，形成亚硝酸盐积累，硝化菌在有足够营养物的环境下增长加快，水体中亚硝酸盐大部分被氧化成硝酸盐，形成硝酸盐积累。挂膜启动过程的生物膜较薄，还没形成厌氧层，反硝化作用低，TN去除很少。（3）本试验采用的生物基对微生物有很好的截流和吸附作用。挂膜初期，细小的生物胶团零散的粘附在填料丝上胶着生长，生物胶团摄取水中污染快速增殖，在挂膜后期，形成丝状骨架结构菌胶团缠绕包裹在填料丝上。丝状架结构有利于吸附和传递营养物。（4）挂膜后期，填料丝上有一定数量的藻类和原生动物，生物多样性增高，生物膜的微生态系统开始形成。（5）运行稳定后，只要保持较高的溶解氧，CODCr、NH3-N的去除率较高，但高于60mg/L的NH3-N会对硝化细菌产生冲击，必须提高曝气量，才能有效的氧化NH3-N。随着生物膜的增厚，厌氧层出现，具有一定的反硝化能力，TN去除率有30%左右。参考文献[1]周瑛,刘洁,吴仁海.珠江三角洲水环境问题及其原因分析[J].云南地理环境研究.2003,15(4)：47－53.[2]李明光,钟继洪,李淑仪等.广州市河涌底泥污染现状调查与评价[J].广州环境科学.2005,20(4)：1－5,16.[3]广东省环境保护局.《广东省环境状况公报》[R]，2005.[4]邓建绵.污染河流生物重复技术研究[J].环境科学与技术，2003，26（增刊）：55－57.[5]HoldrenCW,JonesJ.ManagingLakesandReservoirs(3rdedition)[M].byNAm.LakeManageSocandTerreneInstIncoopwithU.S.EPA.,2001.[6]杨健强.滇池污染的治理和生态保护[J].水利学报,2001,5:17－21.[7]陈荷生.苏州河城区段底泥疏浚的研究[J].上海建设科技,2006,3:25－26.[8]李茶青,何文学.底泥疏浚方案制定的原则及重点解决的问题[J].浙江水利水电专科学校学报,2006,18(1):4－6.[9]孙从军,张明旭.河道曝气技术在河流污染治理中的应用[J].环境保护,2001,4:12－14.[10]MarinaCampolo,PaoloAndreusi,AlfredoSoldati.WaterqualitycontrolintheriverArno[J].WaterResearch,2002,36:2673－2680.[11]MarkMarkofsky.Onthereoxygenationefficiencyofdiffusedairaeration[J].WaterReseach,1979,13(12):1339－1346.[12]周怀东,彭文启.水污染与水环境修复[M].北京：化学工业出版社,2005：185－191.[13]徐续,操家顺.河道曝气技术在苏州地区河流污染治理中的应用[J].水资源保护,2006,22(1):30－33.[14]孙从军,张明旭,程曦,等.苏州河充氧船运行方案研究[J].环境科学与技术,2006,19(6):24－26.[15]邓辅唐,孙珮石,李强等.人工湿地技术处理河道污水[J].环境工程,2006,24(3):90－92.[16]吴熊勋,陶大钧,江耀慈.城市水环境污染控制[M].东南大学出版社，1989,9:41.[17]JosT.A.Verhoeven,BeritArheimer,ChengqingYin,etal.Regionalandglobalconcernsoverwetlandsandwaterquality[J].TrendInEcologyandEvolution,2006,21(2):96－103.[18]孙桂琴,董瑞斌,潘乐英,等.人工湿地污水处理技术及其在我国的应用[J].环境科学与技术,2006,29(增刊):144－146.[19]王庆安,任勇,钱骏,等.成都市活水公园人工湿地塘床系统的生物群落[J].重庆环境科学,2001,23(2),52－55.[20]盛彦清,陈繁忠,秦向春,等.城市污染水体生物修复研究[J].地球化学,2005,34(6):643－649.[21]F.Kobayashi,M.Daidai,N.Suzuki,etal.DegradationofphenolinseawaterusinganovelmicroorganismisolatedfromtheintestineofAplysiakurodai[J].InternationalBiodeteriorationandBiodegradation,2007,59:252－254.[22]王玮,卢先伟,刘圣阶,等.有效微生物菌群修复污染河流的应用研究[J].浙江水利水电专科学校学报,2006,18(2):41－43.[23]李捍东,王庆生,张国宁等.优势复合菌群用于城市生活污水净化新技术的研究[J].环境科学研究,2000,15(5)：14－16.[24]董哲仁,刘蒨，曾向辉.受污染水体的生物-生态修复技术[J].水利水电技术,2002,33(2):1－3.[25]唐玉斌,刘宏伟,陆柱等.装有填料的河水修复反应器中氧的传递特性[J].华东理工大学学报,2002,28(6)：625－629.[26]国家保总局.水和废水监测分析方法（第四版）[M].中国环境科学出版社,2002.[27]Dong-JinKim,Sun-HeeKim.Effectofnitriteconcentrationonthedistributionandcompetitionofnitrite-oxidizingbacteriainnitratationreactorsystemsandtheirkineticcharacteristics[J].WaterResearch,2006,40:887－894.[28]Dong-J