雨水生物滤池中同步脱氮除磷机制和效率的提升
生物滞留池去除道路径流雨水中氮磷的原理及研究现状
的氮类污染物 约 １ ／ ２来 自城 市降雨径流 ， ２ ／ ３的河 流水环
境 由于受到降雨径 流 中氮和磷 的污染而 导致功 能退化 ． 因此控制 城市道 路径 流雨水 中氮 、 磷等 污染意 义重大 。
低 影响 开发 （ Ｌ ｏ ｗ Ｉ ｍ ｐ ａ ｃ ｔ Ｄ ｅ ｖ ｅ ｌ ｏ ｐ ｍｅ ｎ ｔ ， Ｌ Ｉ Ｄ） 理 念 侧 重 于运 用 源头 控 制措 施缓 解 城 市雨 水 问题 ， 逐渐 成
研究方 向． 为生 物 滞 留技 术 的 推 广应 用 提 供 技 术 参 考 。
关键 词 ： 道路 径 流 雨 水 ； 生物 滞 留池 ； 氮磷去 除； 影响因素 ； 优 化 技 术
中 图分 类 号 ： Ｘ ５ ２ 文献 标 志 码 ： Ｂ 文章编号 ： １ ０ ０ ９ — ７ ７ ６ ７ （ ２ ０ １ ５ ） ０ ３ — ０ １ ２ ８ — ０ ５
器 环 境 保 护 工 程
Ｅｎ ｖｉ ｒ ｏｎｍ ｅｎ ｔ ａｌ Ｐｒ ｏ ｔ ｅｃ ｔ ｉ ｏｎ Ｅｎ ｇｉ ｎ ｅｅｒ ｉ ｎ ｇ
生物滞 留池去除道路径流 雨水 中氮磷 的 原 理 及 研 究现 状
张建强 ， 许 萍， 何 俊 超
（ 北 京 建筑 大学 城 市 雨 水 系统 与水 环 境 省 部 共 建 教 育 部 重 点 实验 室 ， 北 京 １ ０ ０ ０ ４ ４ ）
Ｚ ｈ ａ ｎ ｇ Ｊ ｉ ａ ｎ ｑ ｉ ａ ｎ ｇ， Ｘｕ Ｐ ｉ ｎ ｇ ， Ｈｅ Ｊ ｕ ｎ ｃ ｈ ａ ｏ
随着 我 国城 市化 进程 的加 快 ， 水 资 源紧缺 、 水 环境 造 价 低 、 相对较易实施 ， 近 年来 在 发 达 国 家被 广 泛 用 恶 化等 问题 也 日益 突 出 。 水 体 富营养 化 已成 为 我 国 目 于城 市径 流污 染 与雨洪 控 制利用 系统 。 前面 临的重大水环境 问题之一 ， 而氮 和磷是 引发水体 富 营养 化 的主要 元素 。 研 究 表 明ｌ １ 】 ， 城 市河 流水 体所 接纳
如何提高污泥脱氮除磷效果效率
如何提高污泥脱氮除磷效果效率氮、磷污染已成为破坏水体环境的主要因素之一(如水体富营养化)，生物脱氮除磷越来越受到人们的重视[1, 2, 3]. 在常规污水生物处理系统中，由于脱氮与除磷之间存在矛盾，常采用化学法辅助除磷(通过投加铁盐和铝盐出水TP含量在0.02 mg ·L-1以下); 而脱氮由于受温度、 DO、 pH值等因素的影响难以达到稳定的脱氮效果[4, 5, 6, 7, 8].好氧颗粒污泥具有优异的沉降性能、较高的微生物浓度和良好的抗冲击负荷能力[9, 10, 11]. 有研究发现，颗粒污泥一定的粒径和紧密结构导致DO在污泥内部传质时形成好氧区/缺氧区/厌氧区从而有利于系统同步脱氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]发现PAOs具有反硝化聚磷能力，它以NO-x(NO-2+NO-3)代替氧作为电子受体同步去除N和P，可以有效节约碳源和能源，反应器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步骤. 如果系统中存在反硝化聚磷菌，反应器吸磷过程中可以减缓硝酸盐存在对聚磷菌活性的影响; 如果反硝化聚磷菌不存在，在脱氮除磷颗粒污泥中好氧段硝酸盐将对好氧吸磷产生影响[16, 17].同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)作用是使在污泥外部好氧区形成的NO-x，通过内层缺氧区反硝化作用降低从而减少主体溶液中NO-x(NO-2+NO-3)的积累(NO-x不积累可以降低其对聚磷菌活性的影响)[18]. 因此，污泥内部形成稳定性的好氧区/缺氧区是影响系统脱氮效果的关键. 在较低DO下硝化菌活性受到抑制，在较高DO下反硝化菌受到抑制，因此在好氧池中DO对脱氮影响很大. 文献[21, 20, 21]指出，当DO浓度为0.5 mg ·L-1时，系统可以获得良好的同步硝化反硝化脱氮效果.利用好氧颗粒污泥进行脱氮除磷研究近年来取得了较大进展[12]，但少有人系统研究脱氮除磷颗粒污泥的硝化反硝化特性. 因此，笔者以好氧/厌氧交替运行的SBR反应器培养的脱氮除磷颗粒污泥为研究对象，采取一定的手段对颗粒污泥反应器的N、 P历时去除效果、硝化及反硝化反应特性等进行研究，并通过N的平衡细致分析脱氮除磷反应过程中N的去除走向，丰富了颗粒污泥进行脱氮除磷研究.1 材料与方法1.1 试验装置试验用SBR反应器，材质为有机玻璃，有效容积4 L，内径16 cm，高径比为1.56(图1). 反应器每周期运行4.8 h，包括进水1 min、厌氧80 min、好氧196 min、沉淀4 min、出水4 min以及闲置4 min共6个阶段. 反应器每周期进水2 L，出水2 L. 反应器搅拌强度在80 r ·min-1左右，曝气强度在12 L ·(L ·h)-1左右，温度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天从反应器中排出一定量混合液，维持系统污泥龄在23 d左右.图1 SBR反应器装置示意1.2 试验用水试验用水采用自来水人工配制，其成分如下：COD(NaAc ·3H2 O) 380~430 mg ·L-1，NH+4-N(NH4Cl)36~43 mg ·L-1，PO3-4-P(KH2PO4和K2HPO4)12~17 mg ·L-1，MgSO4 ·H2 O 50 mg ·L-1，Ca2+ (CaCl2 ·H2 O)60~70 mg ·L-1，蛋白胨26 mg ·L-1，EDTA 30 mg ·L-1，FeCl3 ·6H2 O 4.5 mg ·L-1，H3BO30.45 mg ·L-1，CuSO4 ·5H2 O 0.09 mg ·L-1，KI 0.54 mg ·L-1，MnCl2 ·2H2 O 0.36 mg ·L-1，Na2MoO4 ·2H2 O 0.18 mg ·L-1，ZnSO4 ·7H2 O 0.36 mg ·L-1，CoCl2 ·6H2 O 0.45 mg ·L-1.1.3 反应速率测定硝化反应速率测定：从反应器中取适量污泥，经3次离心清洗(4 000 r ·min-1，5 min)后，放入容积为1 L的静态反应装置(图2)，控制反应器温度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入空气，投加适量NH4Cl后立即计时开始取样，测定不同时间NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.反硝化反应速率测定：适量污泥经如前所述前处理后放入容积为1 L静态反应装置，控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入N2，投加适量NO-3-N和过量COD，测定不同时间NO-3-N和NO-2-N.反硝化聚磷反应速率测定：适量污泥经前处理后放入容积为1 L静态反应装置，控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH(7.5)，投加适量KH2PO4和过量COD，通入N2进行厌氧释磷，结束后将污泥进行离心清洗，再重新置入反应装置，加入适量的NO-3-N和PO3-4-P，取样测NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.图2 静态试验装置示意1.4 分析项目与方法NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按标准方法测定[22]; DO采用HACH溶解氧仪测定，污泥形态通过普通光学显微镜观察和电子扫描显微镜(SEM)观察，污泥粒径利用Mastersizer 2000粒度分析仪(测定粒径在1 mm 以下)及直接读数法测定.2 结果与讨论2.1 脱氮除磷颗粒污泥性能颗粒污泥反应器稳定运行190 d后，污泥颜色为淡黄色，呈近似球形或椭圆形，结构致密[图3(a)]，平均粒径为1.2 mm; 颗粒边缘清晰并且附有一定的丝状物，其中还有一定的原生动物，如钟虫、轮虫等[图3(b)]; 颗粒污泥是一个复杂的微生物系统，大量丝状菌缠绕颗粒污泥表面，球菌和短杆菌分布在丝状菌周围[图3(c)]; 污泥内部有孔隙，孔隙内部也分布着为数较多的球菌和短杆菌[图3(d)].图3 反应器中颗粒污泥的形态反应器的MLSS约为6 600 mg ·L-1，MLVSS约为4 092 mg ·L-1，SVI在20 mL ·g-1左右，单颗颗粒污泥沉速在29.0~40.9 m ·h-1之间，出水SS在30 mg ·L-1左右.2.2 反应器中N去除率图4为反应器运行190 d内N去除率的变化情况. 可以看出，反应器运行5 d时N去除率很低(在62%以下)，之后N去除率逐渐提高到90%以上，但运行第24 d时N去除率突然降到65%以下，到50 d之后，其去除率基本维持在90%左右. 开始阶段N起伏变化可能是由于污泥吸附、解析作用所致[23]; 随着污泥颗粒化完善，硝化细菌在污泥表面稳定富集， N 去除率比较稳定. 污泥颗粒形成(30 d左右)后反应器15%时间内出现N去除率降低的现象，其主要由于曝气不稳定[低于9 L ·(L ·h)-1或高于14 L ·(L ·h)-1]所致.试验发现，当反应器运行至第24~26 d时，曝气量在9 L ·(L ·h)-1以下时(此时反应器主体溶液中好氧段DO浓度在1 mg ·L-1以下)，出水中NH+4-N 的含量在11~16 mg ·L-1，但出水中NO-x含量在0.5 mg ·L-1以下，由此可以推断，由于DO太低，氨氧化细菌活性受到抑制; 当反应器运行至第30~45 d时，提高曝气量到14 L ·(L ·h)-1(好氧段开始DO 在2.5 mg ·L-1以上，颗粒污泥刚刚形成，其平均粒径为0.32 mm)，此时反应器出水中NO-x 含量在11~16 mg ·L-1(主要以NO-3-N形式存在，NO-2-N含量在1 mg ·L-1以下)，NH+4-N 的含量在0.5 mg ·L-1以下， DO太高污泥内部难以形成缺氧环境而使反硝化菌受到抑制(据报道DO的扩散深度为0.5 mm左右). 由此可见，曝气量的瞬间变化会迅速影响氨氧化微生物和反硝化微生物生物活性.图4 反应器内氮去除率历时变化2.3 颗粒污泥硝化和反硝化性能反应器运行183 d时取颗粒污泥进行静态试验，其试验结果见图5~6.由图5(a)可以看出，整个硝化反应过程持续30 min，随着NH+4-N下降，NO-3-N逐渐上升，当NH+4-N含量降低到1.22 mg ·L-1时，NO-3-N达到12.96 mg ·L-1，而NO-2-N 在整个硝化过程中，其浓度维持在1.8 mg ·L-1以下，NO-2-N没有发生积累; 脱氮除磷颗粒污泥最大硝化速率[m(NH+4-N)/m(VSS) ·t]为14.13 mg ·(g ·h)-1，而姜体胜等[24]在同样条件下，获得的脱氮除磷絮状污泥最大硝化速率约为6.25 mg ·(g ·h)-1，本试验培养的颗粒污泥具有较好的硝化能力.图5 N的静态试验由图5(b)可以看出，反应20 min内NO-3-N由24.78 mg ·L-1快速下降为0.45 mg ·L-1，与此同时NO-2-N逐渐升高并达到最大18.52 mg ·L-1，之后NO-2-N缓慢下降，130 min时NO-2-N几乎为0; 颗粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ·t]为34.89mg ·(g ·h)-1，是絮状污泥反硝化速率[絮状污泥的最大反硝化速率约为16.67mg ·(g ·h)-1[24]的2.09倍，该试验培养的颗粒污泥具有较好的反硝化能力.2.4 颗粒污泥反硝化聚磷性能图6为反硝化菌聚磷试验结果. 从中可以看出，PO3-4-P 初始浓度为29.15 mg ·L-1，反应85 min之内升高到33.35 mg ·L-1，之后缓慢下降，在300 min时，吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ·t]达到最大[仅为2.54 mg ·(g ·h)-1]，比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率为7.52 mg ·(g ·h)-1][25]; NO-3-N初始浓度为35.47 mg ·L-1，反应开始后快速降低，105 min时降低为4.21 mg ·L-1，最大反硝化速率为13.11 mg ·(g ·h)-1; 在NO-3-N降低的同时，NO-2-N迅速上升，105 min达到最大24 mg ·L-1，之后缓慢下降，到315 min降低到0.5 mg ·L-1以下. 整个过程P仅仅下降了约7.16 mg ·L-1，而伴随着N降低了35.46 mg ·L-1，与文献[11, 12]报道的反硝化聚磷试验结果相比，本试验中通过反硝化聚磷作用进行脱氮和除磷能力很弱，N的去除主要依赖厌氧段合成的胞内贮存物质进行反硝化，同时也显示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.与图5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出，其反硝化速率仅为外碳源为电子供体时速率的0.43，内碳源反硝化速率远远小于外碳源反硝化速率.图6 反硝化聚磷静态试验2.5 反应器内颗粒污泥脱氮性能研究2.5.1 反应器某一周期内各参数的变化反应器运行190 d时对其某一周期进行监测，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、NO-2-N各参数的变化(图7).图7 SBR反应器内一个周期内各参数变化曲线由图7可以看出，厌氧段2 min内COD迅速由213.59 mg ·L-1降低到84.2 mg ·L-1，12 min进一步降到55.87 mg ·L-1，到厌氧段结束，COD仅为27.18 mg ·L-1，COD的最大降解速率高达584.24 mg ·(g ·h)-1，远远高于Yilmaz等[26]培养的具有同步脱氮除磷颗粒污泥的COD的降解速率. 结合图3(c)分析，颗粒污泥表面存在一定的孔隙，将COD 快速吸附在颗粒污泥表面或内部，使主体溶液中COD浓度快速下降; 另外，研究者也发现反硝化菌可过量吸附CH3COONa[27]. 反应器中PO3-4-P初始浓度为15.09 mg ·L-1，20 min 后达到73.83 mg ·L-1，在随后的60 min内释磷缓慢进行，厌氧末端PO3-4-P达到75.76 mg ·L-1，最大释磷速率为34.67 mg ·(g ·h)-1. 好氧段PO3-4-P开始快速下降，曝气95 min后降低到1.0 mg ·L-1以下，曝气110 min后降低到0.5 mg ·L-1以下，好氧段最大吸磷速率为15.59 mg ·(g ·h)-1，释磷速率约为吸磷速率的2.2倍.在整个厌氧阶段NH+4-N仅由16.21 mg ·L-1降低到14.99 mg ·L-1，主要用于细菌自身生长. 曝气开始10 min NH+4-N快速下降，最大硝化速率为4.60 mg ·(g ·h)-1，曝气65 min时下降到1.02 mg ·L-1，80 min时检测不到NH+4-N; 曝气开始65 min内NO-3-N 最高达到1.05 mg ·L-1，之后迅速上升，曝气80 min最大达到4.09 mg ·L-1，曝气95 min 时降低到2.62 mg ·L-1，之后缓慢下降，出水时降低为1.41 mg ·L-1，最大反硝化速率为1.43mg ·(g ·h)-1; NO-2-N在整个过程中维持在1 mg ·L-1以下，没有发生NO-2-N 的积累; 整个好氧阶段N的去除主要发生在曝气80 min内. 这说明硝化菌将NH+4-N转化为NO-3-N、 NO-2-N的同时，颗粒污泥内的反硝化菌同时将它们进一步反硝化，反应器内存在同步硝化反硝化脱氮的现象.在好氧阶段前10min内DO在1.3 mg ·L-1以下，此时系统内NO-x的含量在1 mg ·L-1以下; 80 min时DO维持达到2.7 mg ·L-1，NO-3-N含量达到最大，NH+4-N含量几乎为0; 110 min时DO达到5 mg ·L-1，在好氧末端达到6.0 mg ·L-1，对应NO-3-N含量在1.5 mg ·L-1左右. 由此看出，曝气80 min内DO主要用来进行硝化和好氧吸磷，导致DO较低; 曝气后期DO较高，但系统仍然具有较好的脱氮效果，其主要原因在于一定粒径的颗粒污泥(粒径在1 mm左右)内部存在的微缺氧环境起到了至关重要的作用.反应器某一周期内硝化速率和反硝化速率均比静态试验所测得速率低，其主要原因如下：测定硝化速率时，静态反应装置中DO充足，高达8.5 mg ·L-1，而反应器内大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO较低(2.0 mg ·L-1以下)，从而抑制了硝化反应; 静态试验测反硝化速率时，使用的是充足的外碳源或胞内聚合物，而反应器中进行反硝化时污泥中胞内聚合物在好氧开始阶段大部分被PAOs和同步硝化反硝化过程反硝化所利用，胞内聚合物含量较低，一定程度上抑制了反硝化反应.2.5.2 N平衡计算在稳态系统中，假定细胞合成所需要的N与剩余污泥带出的N相等[28]，反应器出水仅含有NO-3-N，这样对反应器中N做如下计算.进水氮总量N0：40 mg ·L-1×10 L ·d-1=400 mg ·d-1细胞合成的氮NC：6 600 mg ·L-1×0.62×0.13 L ·d-1×12%=63.8 mg ·d-1出水SS中含的氮NSS：30 mg ·L-1×10 L ·d-1×12%=36mg ·d-1出水中NO-x的氮N1：1.41 mg ·L-1×10 L ·d-1=14.1mg ·d-1反硝化去除的氮Nd：(4.09 mg ·L-1-1.41 mg ·L-1)×20 L ·d-1=53.6 mg ·d-1式中，40 mg ·L-1为进水中NH+4-N含量，10 L为反应器 1 d的总进水量(反应器1 d 运行5个周期，每周期进水2 L)，4 L为反应器的有效容积，4.09 mg ·L-1为反应器内NO-3-N 最高含量，6 600 mg ·L-1为反应器MLSS，MLVSS/MLSS比值为0.62，12%为微生物C5H7NO2中氮的质量分数，130 mL为每天从反应器排出的污泥混合液量，30 mg ·L-1为反应器出水SS(以MLVSS形式存在)，1.41 mg ·L-1为出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量为0 mg ·L-1).根据N的物料平衡，计算推出N通过同步硝化反硝化去除量Nnd约为232.5 mg ·d-1. 反应器中12.5%的N通过出水去除，13.4%的N通过反硝化去除，16%的N用于细胞合成后通过剩余污泥的形式排出，58.1%的N通过同步硝化反硝化去除的，可见同步硝化反硝化是去除N主要方式.本试验中培养的同步脱N除磷颗粒污泥对COD去除率在93%以上，对N去除率在90%左右，对P的去除率在95%左右，出水N和P浓度均达到《污水综合排放标准》一级A标准，具有很好的同步脱氮除磷效果.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
论同步脱氮除磷技术
论同步脱氮除磷技术同步脱氮除磷技术是一种针对水体中氮、磷等污染物进行同步去除的先进技术，它能够高效地去除水体中的营养盐，减少水体富营养化的程度，保护环境、维护水质。
该技术应用广泛，效果显著，在环保领域有着重要的意义。
本文将对同步脱氮除磷技术进行详细的介绍与分析。
同步脱氮除磷技术的基本原理是什么？在水体中，氮、磷是两种主要的营养盐，它们是导致水体富营养化及藻类大量繁殖的主要原因。
传统的水处理工艺中，通常需要分别采用不同的方法去除氮、磷，但同步脱氮除磷技术则能够同时去除水体中的氮、磷，提高了去除效率，降低了处理成本。
该技术主要是通过生物脱氮除磷技术来实现的，利用特定的微生物能够在无氧条件下实现氮的脱除，同时在含氧条件下实现磷的脱除，从而使得氮、磷的去除过程同步进行，实现了双效处理。
同步脱氮除磷技术的优势是什么？相比传统的氮、磷去除工艺，同步脱氮除磷技术具有诸多优势。
通过该技术去除水体中的氮、磷能够有效地减少水体中的营养盐含量，抑制水体富营养化的发生，改善水体的生态环境。
该技术能够同时去除水体中的氮、磷，减少处理工艺的复杂性，降低处理成本。
同步脱氮除磷技术对水体中的微生物种群具有一定的选择性，能够促进有益微生物的生长，提高处理效率。
该技术能够在一定程度上实现资源的回收，如在废水处理过程中产生的污泥可以作为有机肥料利用，减少环境污染。
同步脱氮除磷技术的应用情况如何？目前，同步脱氮除磷技术已经在城市污水处理厂、工业废水处理厂等领域得到了广泛应用。
在城市污水处理厂中，通过引入同步脱氮除磷技术，可以有效地提高污水处理厂的处理能力，降低对周边水体的影响，改善环境质量。
在工业废水处理厂中，该技术可以帮助企业降低废水排放标准，避免对环境造成污染，提高企业的环保形象。
同步脱氮除磷技术的发展前景如何？随着人们对环境保护意识的提高和对水质要求的提升，同步脱氮除磷技术将会有更加广阔的应用前景。
在未来的发展中，该技术可能会进一步改进，提高去除效率，降低处理成本，使其在更广泛的领域得到应用。
人工湿地的除污机理及提高氮磷去除率的方法
人工湿地的除污机理及提高氮磷去除率的方法何玉海!新疆八一钢铁集团有限责任公司计划部"摘要#人工湿地作为一种新型的生态型污水处理新工艺$在实践中得到了成功的应用$人工湿地对氮%磷的去除率虽然比传统的生物技术要高的多$但氮的去除效果不很高$一般的人工湿地对氮的去除率&’(左右)介绍了人工湿地的除污机理$及进一步提高氮%磷的去除率的几种方法)关键词#人工湿地*脱氮除磷*水平流*垂直流*潜流随着经济建设的飞速发展$随着化肥%洗涤剂%农药和其它化学物质的普遍使用$城市污水中氮%磷的含量越来越多)目前$对城市污水主要采取二级处理$而活性污泥法以其工艺相对成熟%运行稳定%处理效果好而成为污水二级处理的主流工艺)传统的活性污泥法基建投资大%运行费用高$而且它主要以去除碳源污染物为目的$对氮%磷等营养物质的去除则微乎其微$经该法处理后的出水排入水体仍将造成富营养化问题)对出水进行三级处理虽然可以解决此为难题$但其投资和运行费用更高)我国作为一个发展中国家$要应用三级处理来解决污水中氮%磷等营养物质的问题$还不太现实) +’世纪,’年代末兴起的人工湿地污水处理法为处理水中的氮%磷提供了一种新的选择-./).人工湿地湿地是由水%永久性或间歇性处于饱和状态下的基质以及水生生物所组成$具有较高的生产力和较大活性的系统)人工湿地则是人工建造和监督控制的工程化的污水处理系统)人工湿地因水流方式的差异可分为三种-+$0/#!."表面流湿地)它与自然湿地极为类似$废水从湿地表面漫流$绝大部分有机物的去除是由生长在水下的植物茎%杆上的生物膜来完成的)湿地中氧的来源主要靠水体表面扩散%植物根系的传输和植物的光合作用$但传输能力十分有限)这种湿地的运行受气候影响较大$寒冷地区不宜采用$且夏季有滋生蚊蝇的现象$故设计中一般不宜采用)!+"地下潜流湿地)污水在湿地床底下流动$一方面可以充分利用填料表面生长的生物膜%丰富的植物根系及表层土和填料截流等作用$提高处理效果和处理能力)另一方面由于水流在地表下流动$保温性好$处理效果受气候影响较小$且卫生条件好$很少有恶臭和滋生蚊蝇的现象)目前已在美国%日本%澳大利亚%德国%瑞典%英国%荷兰%挪威等国家广泛使用)但此系统的投资要比表面流湿地系统高) !0"垂直流湿地)污水从湿地表面纵向流向填料床底部$床体处于不饱和状态$氧气可通过大气扩散和植物传输进入湿地系统$垂直流湿地的硝化能力高于地下潜流湿地$但其建造要求高$夏季易滋生蚊蝇$需采取相应的措施)+人工湿地净化废水的机理人工湿地对废水的净化综合了物理%化学和生物三种作用-+/)湿地系统成熟后$填料表面和植物根系中生长大量微生物形成生物膜$废水流经时$11被填料及植物根系阻挡截留$有机质通过生物膜的吸附%同化及异化作用而得以去除)湿地床中因植物根系对氧的释放$使其周围的微环境中依次呈现好氧%缺氧%厌氧状态$保证了废水中氮%磷等被植物%微生物作为营养成分直接吸收外$还可以通过硝化%反硝化作用从废水中去除$最终通过基质的定期更换或以收割植物的形式从系统中去除)+2.对有机物的去除人工湿地的显著特点之一是对有机物有较强的处理能力-0/)不溶性有机物通过湿地的沉淀%过滤等作用可以很快被截留而被微生物利用)可溶性有机物则通过植物根系的生物膜的吸附%吸收及生物代谢降解过程而被分解去除)一般人工湿地对345联系人#何玉海$男$00岁$本科$工程师$乌鲁木齐!60’’++"新疆八一钢铁有限责任公司计划部+7+’’7年第+期新疆钢铁总8’期的去除率在!"#$%&#’对()*的去除率可达!&#以上+,-.废水中大部分有机物最终被微生物转化为微生物体内细胞物质及()/和0/)’新生的有机体最终通过基质的定期更换而从人工湿地系统去除./1/对氮的去除人工湿地对氮的去除主要依靠微生物的氨化2硝化2反硝化等作用完成.湿地植物虽然亦吸收一部分无机氮作为自身的营养成分’用于合成植物蛋白等有机氮’进而通过植物的收割而去除.但这一部分仅占总氮量的!#$34#+5-’因而不是脱氮的主要过程.由于湿地植物根毛的输氧作用及传递特性’使系统呈现连续的好氧2缺氧2厌氧状态’相当于许多串联或并联的6767)处理单元’使得硝化作用和反硝化作用可以在湿地系统中同时进行.资料表明8人工湿地的总氮去除率可大于4&#+,-./1,对磷的去除湿地对磷亦有很好的去除效果’理论上人工湿地对磷的去除是植物吸收2基质的吸附过滤和微生物转化三者的共同作用’但最主要的是基质对磷的吸附和沉淀作用.部分研究发现8人工湿地植物根区磷酸酶活性与9:的去除率相关性不是十分显著+"-.也有研究表明湿地生态系统中的磷主要被截留在土壤中’而在植物体内和落叶中很少’而且仅有少数的水生植物可以吸收磷+4-’如棒灯心草;<=>?@A?B C@=DE F G H I C J K F G L2凤眼莲;M J=>>?N A J I=N I G G J B@G G?C@O G L 等’大多数种类植物的根部对磷的吸收能力较弱’所以植物和微生物对磷的去除起得作用不大’不是除磷的主要过程.在湿地系统中’起主要脱磷作用的应该是土壤的吸附与沉淀作用.一些研究发现8土壤吸附与沉淀作用去除的9:可高达总去除量的%&#以上+P-.,提高氮2磷去除率的研究,13提高氮去除率的研究传统的人工湿地对氮的去除只有4&#左右’而活性污泥法对氮的去除率则更低.现在国际上对氮的去除进行进了很多研究.污水中的氮主要是有机氮和无机氮两种形式’废水进入湿地后’首先有机氮被氨化成无机氮’然后才进行硝化作用’最后是反硝化作用.而微生物的硝化作用决定于滤床中的氧的含量.只有当含氧量充分时硝化作用才完全.目前’提高人工湿地氧的供给’以增强其硝化能力’有效地去除氨2氮’一直是该项技术的热点.因为垂直流湿地有较好的硝化能力’而水平流化床即使在碳7氮比很低的情况下’反硝化作用也很好’因而国外有人将两者这结合起来加强对氮的去除+!-.结果表明’在Q),D Q浓度为3R7O/的情况下’氮的去除率可达到4"#+!-.另外因为人工湿地对有机物的去除效果较好’反硝化过程中可能造成碳源不足’因而向污水中投加必须的有机碳源也可以促进氮的去除.为此’有人将一部分硝化后的废水回流到沉降池中’使其与未经处理的废水充分混合’反硝化菌在沉降池中获得碳源进行反硝化作用.试验证明+%-8氮的去除率可以达到P/#.还有人在反硝化时向其中投加甲醇’氮的去除率可达到P!#+%-.,1/提高磷去除率的研究由于人工湿地对磷的去除主要是通过基质的吸附和沉淀作用’因而选择合适的基质对磷的去除至关重要.目前常有的基质主要有8浮石2砂2活性多孔介质;S M(6L2硅灰石和工业废弃物的高炉渣和石灰等.但高有机质的草炭2耕层土壤以及多孔高有机碳介质煤灰渣等都就有吸附磷的潜在能力.而且以砾石为填料的湿地’磷酸根离子可与砾石中的钙反应生成不溶性的磷酸钙而从废水中沉淀下来’所以从化学反应角度来看’石灰石是除磷效果最好的填料’另外’含铁质的废水流入人工湿地’也将有利于磷的去除.5结束语人工湿地作为一种新型的生态型污水处理技术’具有投资省2运行简便2处理效果稳定2出水水质好等诸多优点.它在废水中的成功应用表明’它是一种低投资2低成本2低能耗的废水处理新工艺.目前已引起全世界环境科学家的高度重视’正逐渐被广泛应用.人工湿地还可以建设成一个草木常青2花香飘逸2鱼儿欢跃的具有自然美感的园林’因而具有更好的生态效益’必将有更好的应用前景.;下转第54页L,5/&&5年第/期新疆钢铁总%&期通过引进高炉出铁场烟尘先进治理工艺技术!低阻"中温"大流量#来实现$除尘系统阻力低在设计中体现为%捕集罩的优化设计"管道风速的合理选取"管网合理布置!减少弯头等措施#"选取具有低阻及抗结露性能的除尘器等来实现$系统烟气中温在设计中体现为%通过烟气热平衡计算&在捕集罩口合理选取风量&除尘器入口处设置野风阀&做到进入除尘器的烟气温度较高&但不烧布袋且要减少布袋结露机会$系统风量的大流量在设计中体现为&每个捕集罩口选取风量较大&能彻底解决岗位烟尘的捕集$该除尘系统中&系统阻损设计为’()**+,!国内同类高炉出铁场烟尘除尘系统阻力一般设计在-*** ./***+,#0进入除尘器烟气温度设计为1-*.*20系统总风量为33.1*-41*(5678$(结论!1#此除尘系统可实现烟气外排浓度’-*59756!国家二级标准为1-*59756#&岗位烟尘捕集率:3-;&岗位粉尘浓度能彻底达标$!)#通过引进高温烟气低阻"中温"大流量先进治理技术&该除尘系统的运行费用将比国内一般同类设计低6*;左右$!6#每生产1<铁水可产生和捕集烟尘)=->9计&此除尘系统每年可收集含铁粉尘!含?@A为/B;#()-*<&回收的此类粉尘价值按6**元7<算&此项每年可创效益1)C=-万元$!(#此除尘系统投入运行后&将彻底改善生产岗位的作业环境&使局部大气环境质量明显提高&有利于生产设备的正常运行&具有良好的社会"经济"环境效益$参考文献1郭丰年主编=钢铁企业采暖通风设计手册=北京%冶金工业出版社=133/=1)=)谈庆=浅谈高炉出铁场烟气治理的发展与创新=冶金环境保护DDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDDD=)**6&!1#=!上接第(6页#参考文献1@A<<A E FGH E&I J K K LGM&I N,O9J A E@P=+K<A O<Q,J E A N J,R A5A O<K S T A N<Q R<,O>U E,Q OS Q A J U T V L,E<Q S Q R Q,J 5,E T8W,T<A W,<A E<E A,<5A O<T L T<A5T=X E K Y O UG,<A E&13C/&1(!/#%63/.(*1=)籍国东&孙铁衍等=人工湿地及其在工业废水处理中的应用Z H[=应用生态学报&)**)&16!)#%))(.))B=6吴晓磊=人工湿地废水处理机理Z H[=环境科学&133(&1/!6#%B6.B/=(杨敦等=潜流式人工湿地在暴雨径流污染控制中的应用Z H[=农业环境保护&)**)&)1!1(#%66(.66/=-吴振斌&梁威等=人工湿地植物根区土壤酶活性与污水净化效果及相关性分析Z H[=环境科学学报& )**)&)1!-#%/))./)(=/姜翠玲等=湿地对农业非点源污染的取出效应=农业环境保护&)**)&)1!-#%(C1.(C6=C张建东等=地下渗滤污水处理系统的氮"磷去除机理Z H[=中国环境科学&)**)&))!-#%(6B.((1=B F8E Q T<K N8&+=\A T Q9OE A R K55A O U,<Q K O T S K E T Y V T Y E S,R A S J K W R K O T<E Y R<A U W A<J,O U T S K E O Q<E Q S Q R,<Q K O,O U U A O Q<E Q S Q R,<Q K O=G,<=I R Q=?A R8=1333&(*!6#%)-C.)/6=3H K8O O A T P&]A Q O8,E U+&],Q5Y O U^=?W K T<E,<A9Q A T S K E,U_,O R A U O Q<E K9A OA J Q5Q O,<Q K OQ O_A E<Q R,J S J K W R K O T<E Y R<A U W A<J,O U T Z H[=G,<=I R Q=?A R8=133C&6-!-%C1.C C#=/()**(年第)期新疆钢铁总3*期。
同步脱氮除磷工艺的原理
同步脱氮除磷工艺的原理
同步脱氮除磷工艺的原理是通过一系列生化反应和物理/化学过程，同时去除废水中的氮和磷。
该工艺包括两个主要步骤：同步脱氮和同步除磷。
在同步脱氮步骤中，污水首先进入生化反应器，由细菌将氨氮转化为亚硝酸盐、硝酸盐等化合物。
然后通过处于另一个部分的填料反应器中的生物膜将亚硝酸盐转化为氮气，从而使废水中的氮排放至最低限度。
在同步除磷步骤中，污水经过一系列物理/化学过程后，被引入磷的沉淀区。
这里的化学药剂的作用下使磷的形态从可溶性转变为不可溶性的颗粒，然后通过污泥浓缩、沉淀和过滤等步骤从废水中移除。
因此，通过同步脱氮除磷工艺，可以有效地将废水中的氮和磷去除，并达到排放标准。
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展摘要：人工湿地作为一种新兴的生态修复技术，在近年来得到了广泛的关注。
尤其是对于湖泊、水库等水体中的氮和磷污染问题，人工湿地作为一种低成本、高效率的处理手段，受到了研究者们的重视。
本文综述了人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展，包括湿地对氮磷的去除效率和影响因素、脱氮除磷机理，以及人工湿地在实际应用中的效果与前景。
通过对文献的综合分析，总结了人工湿地脱氮除磷的目前研究状况，并对未来的研究方向进行了展望。
关键词：人工湿地；脱氮；除磷；效果；机理一、引言水体中的氮和磷污染对水环境的健康和生态系统的平衡产生了极大的影响。
氮和磷是水体中主要的营养物质，但过量的氮磷会引起水体富营养化的问题，导致水体产生藻类暴发等现象，严重危害水生态系统和人类生活。
因此，寻找一种经济高效的水体氮磷治理方法是当前水环境研究的热点之一。
人工湿地作为一种新兴的水体修复技术，具有环境友好、经济可行的特点，逐渐成为处理水体中氮磷污染的重要手段之一。
通过模拟自然湿地的生态系统功能，人工湿地能够有效地去除水体中的氮和磷，达到净化水体的目的。
在国内外研究者的共同努力下，人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究取得了一定的进展。
二、人工湿地脱氮除磷的效果人工湿地通过植物根系的吸收作用、湿地沉积物的吸附作用以及微生物的作用等方式，能够有效地去除水体中的氮和磷。
许多研究表明，人工湿地对氮和磷的去除效率较高，可达到40%~90%以上。
其中，植物吸收是人工湿地氮磷去除的主要途径，对于氮的去除有较高的效果；而湿地沉积物和微生物对于磷的去除也起到了重要的作用。
此外，湿地系统的水力负荷、水层厚度和水力停留时间等因素也会对氮磷的去除效果产生一定的影响。
三、人工湿地脱氮除磷的机理人工湿地脱氮除磷的机理主要包括植物吸收、湿地沉积物吸附和微生物作用三个方面。
植物作为人工湿地的重要组成部分，通过根系的吸收作用，可以有效地去除水中的氮和磷。
提高除磷与脱氮效果的措施
提高除磷与脱氮效果的措施为了保护环境和水资源的可持续利用，减少水体中的污染物，除磷与脱氮是水处理工艺中非常重要的环节。
本文将介绍一些有效的措施，以提高除磷与脱氮的效果。
1. 优化生物处理工艺：生物方法是除磷与脱氮的主要手段之一。
通过合理调整生物处理工艺，可以提高除磷与脱氮的效果。
例如，增加好氧池的氧气供应，提高活性污泥的氧化能力，有助于提高除磷效果。
同时，合理控制好氧和厌氧条件下的停留时间，可以增强脱氮效果。
2. 采用先进的化学药剂：化学药剂可以在生物处理过程中起到辅助除磷与脱氮的作用。
例如，采用聚合氯化铝（PAC）等混凝剂，可以有效去除水中的磷。
此外，采用硝化抑制剂如硝化酶抑制剂，可以抑制硝化作用，促进脱氮过程。
3. 引入生物滤池：生物滤池是一种常用的除磷与脱氮设备。
通过在滤料中培养和保持脱氮菌群，可以有效去除氨氮和硝酸盐。
同时，滤料表面的生物膜可以吸附和去除水中的磷。
4. 进行定期监测和调整：除磷与脱氮效果的稳定性很重要。
定期监测水质指标，如总磷、氨氮和硝酸盐的浓度，可以及时发现问题，并采取相应的调整措施。
例如，增加好氧池的通气量、调整化学药剂的投加量等。
5. 加强污泥处理：污泥处理对于除磷与脱氮的效果也有重要影响。
合理处理污泥，控制污泥的返回比例，可以减少磷的再循环，提高除磷效果。
此外，采用热解等技术处理污泥，可以进一步降低污泥中磷的含量。
6. 优化运行管理：除磷与脱氮工艺的运行管理对于效果的提高至关重要。
建立科学的运行管理制度，加强操作人员的培训和技术指导，可以提高工艺的稳定性和可靠性，确保除磷与脱氮的效果。
提高除磷与脱氮效果的措施包括优化生物处理工艺、采用先进的化学药剂、引入生物滤池、定期监测和调整、加强污泥处理以及优化运行管理等。
通过综合应用这些措施，可以有效提高除磷与脱氮的效果，保护水环境，实现可持续发展。
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展发表时间：2016-07-15T10:32:47.387Z 来源：《工程建设标准化》2016年5月总第210期作者：马璐瑶1 兰天2 [导读] 所谓人工湿地，即芦苇床系统以及构建湿地，是根据湿地生态系统中生化、物理反应间的协同作用对废水进行处理的系统类型。
马璐瑶1 兰天2（1.云南大学建筑与规划学院，云南，昆明，650504）（2.河北工业大学土木与交通学院，天津，300401）【摘要】对于人工湿地来说，其作为一种高效、低耗的污水处理系统被较为广泛的应用到了不同类型的污水处理工作当中，不仅在有机污染物方面降解能力较强，且对于氮磷等也具有较好的去除效果。
在本文中，将就人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展进行一定的研究。
【关键词】人工湿地；脱氮除磷；效果与机理；研究进展；1．引言所谓人工湿地，即芦苇床系统以及构建湿地，是根据湿地生态系统中生化、物理反应间的协同作用对废水进行处理的系统类型。
同自然湿地相比，该系统在具有较好湿地净化污水功能的同时也不会对环境产生影响，且非常利于工艺的应用对其进行管理以及控制，具有较好的应用价值。
2．氮磷去除影响因素2.1 基质对于人工湿地来说，其具有着较多类型的床体。
而对于不同的床体结构来说，其在净化激励以及渗流能力方面也具有着较大的不同，并因此对湿地净化效果具有着较大的影响。
如在砾石床湿地中，植物则可以通过根区效应氧传输作用的应用对硝化作用进行发挥，而在土壤系统中，虽然也具有根区效应，但土壤床由于自身空隙条件较差，则对根区效应的氧传输产生了限制作用，并因此对硝化细菌的作用进行了抑制。
根据垂直流机制配置方式可以了解到，根据大小对基质进行分层，所具有的去除效果十分有限，这是因为介质层过于厚密而对系统的气体交换产生了阻止的作用【1】。
磷去除方面，沸石、白云石、石灰石以及矿渣、炉渣等都具有着较好的去除效果，在以往人工湿地机制选择方面，更多的是对材料颗粒大小以及获得的容易程度进行选择，而在磷的去除能力方面存在着一定的忽视情况。
污水处理运行-提高脱氮除磷效率方式
污水处理运行-提高脱氮除磷效率方式脱氮除磷是污水处理系统的一项重要功能，要保障脱氮除磷处理达标，很重要的一点就是要保证给微生物提供充足的有机物。
又想马儿跑得快，又想马儿不吃草是不行的。
例如，有效的反硝化需要易生物降解的碳源，生物除磷需要短链挥发性脂肪酸，在一些天然水质较软的地区,需要补充碱度以维持整个曝气池硝化过程所需的pH条件；另外,如果使用化学除磷,无论是作为生物除磷过程的补充还是作为主要的除磷手段，都需要添加金属盐和聚合物。
01 反硝化的碳源投加1、什么时候需要加药剂？生物脱氮需要完成硝化和反硝化两个过程。
废水中的氨氮首先必须被硝化或转化成亚硝酸盐和硝酸盐，然后在反硝化过程中，硝酸盐将被作为细胞呼吸过程中氧化简单碳化合物的供氧体被还原成氮气。
因此，以去除硝酸盐为目标的反硝化过程必须要有易生物降解的碳源存在。
其来源包括进水中溶解性BOD、内源反硝化过程中细胞的腐烂物和各类上清液回流等。
当进水溶解性有机物不足而脱氮要求很高时，则需要通过补充化学物质以提供反硝化过程所需要的碳源。
2、有哪些碳源？投加在哪个位置？反硝化所用的人工碳源有甲醇、乙醇、变性乙醇、醋酸及醋酸钠等纯化学药剂，或者是工业生产过程中的废糖、糖蜜和废醋酸溶液等。
其中甲醇的使用最普遍,且被证明是最合适的碳源。
对于常规的生物脱氮工艺，甲醇应直接投加在缺氧段，并通过缺氧段内的搅拌器与进水及混合液充分混合，需防止水流剧烈紊流导致甲醇从液相中挥发至空气，也应防止因多余的氧气存在造成部分甲醇被细菌好氧呼吸消耗。
如果污水厂采用四阶段或五阶段活性污泥工艺,在后续的缺氧段（第二缺氧段）投加碳源可以获得比内源呼吸更高的反硝化速率，能进一步去除硝酸盐；对于三级反硝化系统，如反硝化滤池、反硝化好氧生物滤池等，则补充碳源对于系统的运行非常重要。
因为反硝化过程在主体曝气工艺的下游，进水中的所有溶解性BOD都已经被去除，所以甲醇通常投加于反硝化进水中。
3、投加量怎么计算？甲醇的投加量受硝酸盐（NO3-N）、亚硝酸盐（NO2-N）以及溶解氧影响。
《2024年人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》范文
《人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展》篇一一、引言随着现代工业和农业的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮、磷污染物的超标排放成为水体污染的主要来源之一。
人工湿地作为一种生态型的污水处理技术，以其独特的自然景观、低成本运行及良好的环境效益等特点，在全球范围内得到广泛应用。
本文就人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展进行综述，以期为相关研究与应用提供参考。
二、人工湿地脱氮除磷的原理人工湿地脱氮除磷主要依靠湿地内部的物理、化学和生物过程。
其中，物理过程主要包括沉淀、过滤和吸附等；化学过程主要包括氧化还原反应等；生物过程则主要包括微生物对氮、磷的吸收、同化和转化等。
这些过程共同作用，实现了人工湿地的脱氮除磷功能。
三、人工湿地脱氮除磷的效果（一）脱氮效果人工湿地对氮的去除主要通过硝化-反硝化过程实现。
研究表明，人工湿地在适宜的水力负荷和基质条件下，对氨氮、亚硝酸盐氮和总氮的去除率均能达到较高水平。
其中，表面流人工湿地和潜流人工湿地的脱氮效果各有优劣，潜流人工湿地由于基质的多次过滤和微生物的充分作用，其脱氮效果通常优于表面流人工湿地。
（二）除磷效果人工湿地对磷的去除主要通过吸附、沉淀和生物同化等过程实现。
基质中的铁、铝、钙等元素与磷酸根结合形成难溶性的磷酸盐沉淀，是人工湿地除磷的主要机制。
此外，湿地中的植物通过生物同化作用也能吸收一部分磷。
研究表明，人工湿地对总磷的去除率较高，且出水磷浓度通常能满足国家排放标准。
四、人工湿地脱氮除磷机理研究进展近年来，随着科技的进步，对人工湿地脱氮除磷机理的研究也日益深入。
通过分子生物学、化学分析和数学建模等方法，研究人员揭示了人工湿地脱氮除磷过程中的关键微生物种类及其代谢途径。
同时，基质的选择和配置也成为研究热点，不同基质对氮、磷的吸附、过滤和沉淀能力存在差异，合理选择和配置基质能有效提高人工湿地的脱氮除磷效果。
五、结论与展望总体来看，人工湿地作为一种生态型的污水处理技术，其脱氮除磷效果显著，具有广阔的应用前景。
污、废水 深度处理——同步脱氮除磷的微生物学原理与工艺
第二好氧段首要功能是吸收磷。并吹脱氮气，提高 污泥的沉降性能，防止在二沉池污泥上浮。
脱氮率>90%,除磷率>90%。脱氮效果优于除磷。
改进的Bardenpho工艺－－Phoredox工艺
增设厌氧段，加 强磷的释放
2Q
原污水 厌氧反应池
缺氧反应池
好氧反应池
沉淀池
处理水
（释放磷氨化）
（脱氮）
（硝化吸收磷 去除BOD ）
回流污泥（含磷污泥）
厌氧反应池：释放磷+氨化（有机氮） 缺氧反应器：脱氮 好氧反应器：去除BOD，硝化，吸收磷
A2O工艺流程存在的问题
该工艺流程在脱氮除磷方面不能同时取 得较好的效果。其原因是：回流污泥全部进 入到厌氧段。
A2O（A－A－O）脱氮除磷工艺 Anaerobic-Anoxic-Oxic
在A2/O工艺的厌氧-好氧池中间 加一缺氧池，将好氧池流出的一 部分混合液回流至缺氧池前端， 以 工达 艺到 同硝时化具脱有氮去的除目BO的D，5、使SAS、2/ON、 P的功能。
A－A－O法同步脱氮除磷工艺流程
N2 内循环
●好氧段为了硝化充分，要求采用较大的污 泥回流比，（一般R为60%～100%，最低也应 ＞40%。
● 回流污泥将硝酸盐和DO带回厌氧段，反硝 化菌会以有机物为碳源进行反硝化，脱N完全 后才开始磷的释放，严重影响聚磷菌释放磷， 使除磷效果↓。
污水
厌氧
混合液回流
缺氧
好氧
污泥回流
二沉池
出水
剩余污泥
A2/O工艺流程的改进
污、废水 深度处理—— 同步脱氮除磷的微生物学
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展
人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展摘要：随着城市化进程的加快，水体污染问题也日益凸显，而人工湿地作为一种生态工程手段，被广泛应用于水污染治理领域。
其中，人工湿地在脱氮除磷方面的应用日益受到关注。
本文从人工湿地脱氮除磷的效果和机理两个方面进行综述，以期进一步推动人工湿地技术的发展和应用。
一、引言水体中氮、磷等养分过量的输入，导致水质恶化，进而引发藻类暴发、水生生物减少等问题。
因此，有效去除水体中的氮、磷成为水体环境治理的关键。
传统的人工湿地是通过植物吸收养分来达到脱氮除磷的目的，然而其效果常受季节、气候等因素影响。
为了进一步提高人工湿地的去除效果，需要深入研究其机理。
二、人工湿地脱氮除磷效果研究1. 植物吸收机制人工湿地中的湿生植物是其除氮除磷效果的关键。
植物通过根系吸收水体中的氮、磷养分，减少其浓度。
同时，植物根际微生物的存在也对氮、磷的去除起到促进作用。
2. 湿地堆积作用人工湿地中的底质层对氮、磷的去除有着重要作用。
底质中的湿地微生物通过降解有机物和吸附作用，有效去除水体中的氮、磷。
3. 水动力学参数影响水动力学参数如水流速度、水深等对人工湿地脱氮除磷效果有着直接影响。
适当调整水流速度和水深可以增强水体中氮、磷的去除效果。
三、人工湿地脱氮除磷机理研究1. 氮的去除机理人工湿地中氮的去除主要通过植物吸收和微生物作用来实现。
在植物吸收过程中，植物根系分泌的有机物能够促进硝化作用，从而将氨氮转化为硝态氮。
而微生物分解有机物的过程中会释放出氨氮，通过硝化反应，最终将氨氮转化为硝态氮。
2. 磷的去除机理人工湿地中磷的去除主要通过吸附作用来实现。
底质层中的颗粒物和有机质对磷有良好的吸附能力，从而将水体中的磷去除。
四、人工湿地脱氮除磷技术的发展与应用1. 不同类型湿地的应用沉水植物湿地、浮水植物湿地、湿润地以及结合人工湿地与湿地保护的生态渗滤技术等不同类型的人工湿地在脱氮除磷领域具有广泛应用前景。
《2024年A2-O-曝气生物滤池工艺处理低C-N比生活污水脱氮除磷》范文
《A2-O-曝气生物滤池工艺处理低C-N比生活污水脱氮除磷》篇一A2-O-曝气生物滤池工艺处理低C-N比生活污水脱氮除磷A2/O-曝气生物滤池工艺：低C/N比生活污水处理中的脱氮除磷应用研究摘要本文将针对A2/O-曝气生物滤池工艺处理低C/N比生活污水的处理技术进行研究。
研究重点是脱氮除磷过程，我们将深入探讨A2/O工艺如何有效地解决低C/N比带来的污水处理难题，并通过优化运行参数提高处理效率。
一、引言随着城市化进程的加快，生活污水的排放量日益增加，对环境造成了严重的影响。
低C/N比的生活污水因其特殊的成分构成，给污水处理带来了极大的挑战。
A2/O-曝气生物滤池工艺作为一种有效的污水处理技术，被广泛应用于低C/N比生活污水的处理中。
本文将对该工艺的脱氮除磷效果进行深入研究。
二、A2/O-曝气生物滤池工艺概述A2/O-曝气生物滤池工艺是一种集生物脱氮、除磷、有机物去除于一体的污水处理技术。
该工艺通过厌氧、缺氧和好氧三个阶段的有机结合，实现对污水中氮、磷等污染物的有效去除。
其中，曝气生物滤池作为核心处理单元，通过生物膜法实现高效去除有机物和脱氮除磷。
三、低C/N比生活污水的特点及处理难点低C/N比生活污水的主要特点是碳源不足，导致生物脱氮除磷过程中碳源缺乏，影响处理效果。
此外，低C/N比还可能导致污泥产量增加，处理成本上升。
因此，如何有效解决低C/N比带来的问题，提高污水处理效率，是本研究的重点。
四、A2/O-曝气生物滤池工艺的脱氮除磷原理A2/O-曝气生物滤池工艺通过厌氧、缺氧和好氧三个阶段的交替运行，实现污水中氮、磷的有效去除。
在厌氧阶段，通过反硝化作用将硝酸盐氮还原为氮气；在缺氧阶段，利用内源碳源和外部碳源进行反硝化脱氮；在好氧阶段，通过硝化作用将氨氮氧化为硝酸盐氮，同时利用生物膜法吸附磷并将其从污水中去除。
五、优化运行参数提高脱氮除磷效果为了提高A2/O-曝气生物滤池工艺的脱氮除磷效果，我们可以通过优化运行参数来实现。
生物脱氮除磷工艺问题及调控措施
生物脱氮除磷工艺问题及调控措施受污水碳源不足、运行条件、污泥膨胀、生物泡沫以及基质竞争等影响，生物脱氮除磷工艺在实际应用过程中时常出现脱氮除磷无法满足排放要求。
正因如此，对城镇污水生物脱氮除磷工艺进行优化升级，提高脱氮除磷效率已是迫在眉睫。
1、生物脱氮除磷工艺存在的问题1）进水水质水量多变、碳源不足由生活污水、工业废水和雨水组成的城镇污水水质水量变化较大，这与雨水和工业废水的比例、排放特点、排水体制、用水和生活习惯、社会经济水平、城镇管网系统、季节以及气象条件等有关。
我国用污水处理率来评价污水处理水平，但污水处理率仅考虑了污水处理设施进水处理的水量，而忽略了雨污合流、地下水混入、抽取河水处理等原因导致的污染物收集水平不足，污水处理厂进水浓度普遍偏低，进水水质存在季节性波动。
污水处理中BOD5/TN＞4时可满足脱氮效果，而50%的污水处理厂生物脱氮工艺反硝化碳源不足。
反硝化过程中大量异养菌以有机碳为电子供体将NO3--N转化为N2，碳源不足将影响脱氮效率；进水碳源过低（BOD5/TP＜17），除磷效率降低，即便是碳源满足除磷要求，反硝化碳源不足，大量存在的NO3—N也将抑制生物除磷。
2）不同菌属微生物的相互竞争对于生物脱氮除磷工艺，氧气主要用于异养微生物脱碳和自养微生物氮素的硝化作用，而异养微生物与硝化细菌存在对氧的竞争。
污水处理过程中通常采用机械曝气或鼓风曝气，曝气量不足会降低硝化效率；碳源主要消耗在反硝化脱氮、厌氧释磷以及满足异养微生物自身生长代谢，其中厌氧释磷和反硝化脱氮在碳源消耗中占有较大比重，反硝化脱氮和厌氧释磷对碳源存在竞争，碳源大量被反硝化利用则影响除磷效率，若被厌氧释磷大量利用则影响脱氮效率。
不仅如此，污水脱氮除磷过程中不同菌属还存在污泥龄（SRT）的竞争，SRT决定活性污泥中微生物的种类，世代时间长于污泥龄的微生物在污泥中不能成为优势菌种。
SRT短的活性污泥分解有机物能力较强，但凝聚沉降性能较差；而SRT 长的活性污泥分解代谢能力较差，凝聚沉降性能较好。
《2024年植物吸收在人工湿地脱氮除磷中的贡献》范文
《植物吸收在人工湿地脱氮除磷中的贡献》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮、磷等营养物质的过量排放是主要诱因之一。
人工湿地作为一种自然与工程相结合的水处理技术，在脱氮除磷方面发挥着重要作用。
而植物作为人工湿地的重要组成部分，其吸收作用在净化水质过程中具有不可忽视的贡献。
本文将就植物吸收在人工湿地脱氮除磷中的贡献进行详细探讨。
二、人工湿地及其脱氮除磷机制人工湿地是一种模拟自然湿地的水处理系统，主要通过物理、化学和生物过程的综合作用，去除水中的氮、磷等营养物质。
其中，脱氮除磷主要依赖于湿地的物理吸附、生物降解及植物吸收等作用。
三、植物吸收在脱氮除磷中的作用1. 氮的吸收植物通过根部吸收氮素，主要包括铵态氮和硝态氮。
在人工湿地中，植物通过根系吸收氮素，并将其转化为有机物，从而减少水中的氮含量。
此外，植物的茎叶也能通过气孔吸收大气中的氮。
这些被吸收的氮素最终被植物利用于生长和代谢，从而实现了对水体中氮的去除。
2. 磷的吸收植物对磷的吸收主要通过根部进行。
在人工湿地中，磷与土壤颗粒结合，形成难溶性的磷酸盐，被植物根部吸附并转运至植物体内。
植物通过光合作用等生理过程利用这些磷元素，进而降低水中的磷含量。
四、植物种类对脱氮除磷效果的影响不同种类的植物在人工湿地中的脱氮除磷效果存在差异。
一些植物具有较高的氮、磷吸收能力，如风车草、菖蒲等，这些植物在人工湿地中具有较好的脱氮除磷效果。
而一些植物则具有较高的生物量积累能力，能够为微生物提供更多的附着空间，从而促进生物脱氮除磷的过程。
因此，在选择人工湿地植物时，应根据实际情况综合考虑植物的氮、磷吸收能力和生物量积累能力。
五、结论综上所述，植物吸收在人工湿地脱氮除磷中发挥着重要作用。
通过根部吸收和转运，植物将水中的氮、磷元素转化为自身生长所需的营养物质，从而降低水中的氮、磷含量。
此外，不同种类的植物在脱氮除磷过程中具有不同的作用效果，因此在选择人工湿地植物时需综合考虑其吸收能力和生长特性。
论工业污水处理厂生物脱氮效率提升策略
论工业污水处理厂生物脱氮效率提升策略摘要：现阶段，我国追求的是绿色经济，但是很多的工业企业在生产过程中还是存在很多污水排放问题，工业污水处理厂生物脱氮的效率还是有待提升。
生物脱氮工艺根据性质不同还可以分为曝气生物滤池、A2/O、MBR工艺三种，每种方式都具有一定的优势和缺陷，本文将对几种工业污水处理厂生物脱氮工艺进行对比和分析，并提出有效的策略提高工业污水处理厂生物脱氮效率，促进工业污水污染程度的降低，为我国实现长期稳定的发展奠定基础。
关键词：工业污水处理厂；生物脱氮；效率提升引言工业污水处理厂的生物脱氮工艺受到多种因素的影响导致效率的低下，在温度、PH、溶解氧等方面都具有一定的标准和比例，所以为了有效提高工业污水处理厂生物脱氮工艺的实施效率，相关的研究人员不断进行生物脱氮工艺的除磷研究，通过对比不同的生物脱氮工艺实现了生物脱氮工艺效率的提升。
下面将对工业污水处理厂生物脱氮的不同工业进行分析和对比，并提出有效的策略促进生物脱氮工艺效率的提升，改善工业污水处理厂的实际工作质量，实现我国的绿色经济发展的目标。
1、工业污水处理厂生物脱氮工艺的对比目前的工业污水处理厂生物脱氮工艺主要有三种，分别是曝气生物滤池、A2/O、MBR三种，这三种工艺各有各的优点，在运行效果和特征等方面有很多的不同点，下面将从运行原理、特征及适应力等方面进行对比分析。
1.1原理对比A2/O工艺的运行原理是利用好氧、厌氧等不同状态，观察并利用微生物出现的硝化反应、返硝化反应，然后进行工业污水中的氮等杂质的去除，最后利用二沉池进行水和杂质的分离；MBR工艺同A2/O有很多相似的地方，也是利用缺氧、厌氧以及好氧等不同状态进行杂质和生物氮的去除，最后通过生物膜实现杂质和水的分离。
曝气生物滤池工艺是通过生物滤池中的各种微生物不同的硝化和返硝化作用出现不同的状态，然后进行氮的去除，通过过滤池能够将水中的悬浮颗粒含量降低，使得水的质量达标。
1.2特征对比A2/O工艺的应用特点是利用悬浮型活性污泥法进行的氮的去除，这种方式的优势在于工艺过程比较简单，而且能够节约水资源，使得反应过后的水质量较高，而且可以根据工艺实施的具体情况进行适当地调整，具有灵活性的特征，在整个工业污水处理厂中的应用比较广泛；曝气生物滤池工艺的应用特点是利用附着生物膜法，成本相对较低，而且整个工艺实施过程中不需要较大的试验面积，但是会产生较多的杂质，对利用的水质要求也比较高，这种形式的脱氮过程比较严谨；MBR工艺的运行特点是将A2/O工艺与生物膜工艺相结合进行的，脱氮效果比较好，而且不需要较大的实验空间，对水质的污染较小，但是对进水的水质要求比较多，还需要比较先进的操作设备，整体来看成本较高。
关于MBR同步脱氮除磷总结
关于MBR同步除磷脱氮技术的总结：MBR 工艺是将现代膜分离技术与生物处理技术有机结合起来的一种新型高效污水处理及回用工艺, 因其特有的高污泥浓度和生物种群多样性的特征, 在提高生物脱氮除磷效率方面具有较大潜力。
单一的MBR工艺具有结构简单、占地面积小、活性污泥浓度高的优点，但是对氮磷的去除率并不高，很难达到愈来愈严格的排放要求。
为实现MBR同步除磷脱氮的效果，国内常应用MBR的组合工艺达到同步除磷脱氮的目的。
近几年根据国内外对MBR组合工艺的研究，组合形式的MBR 工艺将使具有很好发展前景及拓展空间的。
1.MBR组合工艺的形式：（1）序批式膜生物反应器SMBR：将SBR与MBR相结合形成的SMBR,除了具有一般MBR 的优点外, 对于膜组件本身和SBR工艺两种程序运行都互有帮助。
吸附和降解有机物的能力较强, 同时也具有较好的硝化能力。
此外, SBR式的工作方式为除磷菌的生长创造了条件, 同时也满足了脱氮的需要, 使得单一反应器内实现同时高效去除氮、磷及有机物成为可能。
肖景霓在A /O模式下进行了SMBR 与传统MBR(CMBR)的对比试验, 检测出水水质发现: 1）当进水COD /TN 降至3.8 ~ 8.3时,CMBR 出水TN 浓度与进水相差无几;而SMBR 通过改变运行周期、提高交换比等方式, 对TN和氨氮的去除率分别保持在67.6%和93.12% 。
2）在有机碳源不足的情况下, SMBR 对TP的平均去除率降至49.9%,其余时间内对TP的去除率均保持在90% 左右, 平均去除率为91.4%,不受进水COD/TN值的变化影响;而CMBR对TP的去除率为14%~ 95.87%, 波动较大, 平均去除率仅为60.06%。
3）序批式的运行方式可以延缓膜污染, SBMBR 的膜通量是CMBR 的1.33倍,但膜污染速率仍明显低于CMBR。
（2）生物膜-膜生物反应器：生物膜-膜生物反应器,即在膜生物反应器中加装填料, 利用填料比表面积大的特点,在填料表面形成生物膜来固定生物量。
生物炭改良型生物滞留池对雨水径流中N、P去除效果研究
生物炭改良型生物滞留池对雨水径流中N、P去除效果研究生物炭改良型生物滞留池对雨水径流中N、P去除效果研究摘要生物滞留池是一种常见的雨水管理设施，可以降低洪涝风险、改善水质。
然而，由于含有大量氮和磷的雨水径流对环境构成潜在风险，需要进一步提高生物滞留池的去除效果。
本研究通过改良生物滞留池的填料使用生物炭，在实际降雨条件下模拟了不同浓度的氮和磷污染物的去除效果，并探讨了其可能的机制和潜在影响。
关键词：生物滞留池；生物炭；N、P去除效果；环境影响1. 引言随着城市化进程的加速，城市雨水径流的管理已成为一项重要任务。
传统的排水系统存在排放不当、水质下降等问题，因此，生物滞留池作为一种低影响开发措施逐渐受到关注。
生物滞留池通过利用植物和微生物的生态系统服务功能，可以有效控制洪涝、去除污染物，同时提供生态价值。
然而，由于生活污水中含有大量的氮和磷，传统生物滞留池对于氮磷污染物的去除效果有限。
2. 方法2.1 生物滞留池改良装置本研究在一座已建成的生物滞留池基础上，设计了生物炭填料的改良装置。
将生物炭填充于滞留池底部，形成炭层，进一步提高污染物的去除效果。
2.2 试验设计通过人工降雨实验，模拟了不同浓度的氮和磷污染物。
分别设定5种处理：生物滞留池改良装置、传统生物滞留池、生物滞留池不添加生物炭、仅添加生物炭。
收集降雨后的径流进行水质分析。
3. 结果3.1 水质改善效果通过测量不同处理下的水质指标，发现生物滞留池改良装置对氮磷污染物的去除效果明显优于其他处理。
与传统生物滞留池相比，改良装置去除率分别提高了30%和25%。
3.2 去除机制探讨进一步研究发现，生物炭在填料中的应用显著促进了微生物的活性，增强了降解污染物的能力。
此外，生物炭具有良好的吸附性能，能够吸附污染物，进而实现去除效果的提升。
4. 潜在影响尽管生物滞留池改良装置在氮磷去除方面具有显著优势，但同时也应关注其潜在的环境影响。
生物炭的制备和使用可能会产生一定的二氧化碳排放和能源消耗。
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雨水生物滤池中同步脱氮除磷机制和效率的提升摘要：通过添加富铁土和植物碎屑和富营养化湖泊沉积物，生物滤池技术有很大提高。
，在处理中运用含有富含铁的土壤造成铵和磷酸盐的显著的去除效率（超过95%）。
将这一结果归因于强大的吸附能力导致磷（P）在介质中的高效，维持了硝化细菌和反硝化细菌的丰度和活性以及促进氮（N）的去除。
水生和陆生植物碎屑更有利于硝化和反硝化作用，它们是通过分别刺激硝化细菌和反硝化细菌的丰度和活性，从而增加总氮（TN）去除率，去除率从17.6%增加到22.5%。
此外，富营养化水体沉积物的硝化细菌和反硝化细菌生物强化技术有利于营养物质的去除。
最重要的是，这些材料的联合应用可以同时达到最大的效果（磷，氨和总氮的去除效率分别为97-99%，95-97%和60-63%）。
证明了材料的合理选择在雨水滤池及应用前景上具有重要的贡献。
关键词：硝化细菌；反硝化细菌；富铁土；植物碎屑；生物强化技术1引言水体富营养化受到重视，已成为一个重要的问题，主要是因为过量输入的氮和磷。
雨水已被确定为一个主要的氮和磷污染源（Odell, 1994）。
由于城市化的广泛性，城市流域的污染物滞留功能大大降低（Grimm et al., 2008），导致雨水直接排放到水生生态系统。
生物过滤系统是利用植物的净化能力来减轻雨水污染物中氮和磷的影响。
微生物和过滤介质，具有占地面积小、能耗低的优点。
净化包括沉淀，吸附，植物吸收和一些微生物作用（Hatt et al., 2009）。
在这些过程中，植物吸收总是被认为是最重要的作用。
例如，在富含铁的生物过滤器中，通过植物的组合可以有很好去除营养物质的效果（TP 90%，指的是总磷、89% TN）（Glaister et al., 2014）。
尽管如此，基于植物的生物滤池的营养物去除效果并不总是理想的（Read et al., 2008）。
而且，季节性的植物衰老会影响其处理效率，甚至释放营养物质（Payne et al., 2014）。
所以要提高非植被生物过滤器去除营养物的方法是备受关注的。
在非植物的生物过滤器去除效率也并不总是那么理想（Blecken et al., 2010; Hunt et al., 2006），更重要的是考虑同步脱氮除磷。
在生物过滤器中不同物种的死亡对N和P的量是变化的。
具体而言，磷和氨的去除主要由介质吸附，然后利用微生物，因此，滤料的吸附能力和微生物的亲和性是决定其去除效率的重要因素（Henderson et al., 2007）。
由于脱氮的硝化和反硝化作用主要是由硝化细菌和反硝化细菌介导的耦合作用（Wang et al.,2016）。
如氨氧化古菌（AOA），氨氧化细菌（AOB）和S型反硝化细菌，有机碳都可以促进物强化技术中的反硝化细菌（Collins et al., 2010）和微生物群落对废水的处理（Pei et al., 2015），还可在控制去除效率中起重要作用。
显然，在许多栖息地磷有利于硝化和反硝化的协同作用，例如，在长江口潮间带沉积物中，总磷与氨氧化古菌（AOA）、氨氧化细菌（AOB）具有显著相关性（Zheng et al.,2014）。
此外，在一个批次从地下水过滤器取得实验滤液水，在硝化过程中，可以通过加入磷酸有效地刺激（de Vet et al., 2012）。
同样，发现磷可以促进反硝化细菌nirS基因的丰度，然后在原始和受影响的草原溪流中可以加速反硝化速率（Graham et al., 2010）。
在这种情况下，微生物对磷的高容量介质的吸附和补充是至关重要的。
在这项研究中，实验室规模的生物滤池工艺的改进设计，通过引入特殊的材料（如含铁丰富的砂壤土、植物碎屑、富营养化湖泊沉积物）提高理化吸附和硝化反硝化。
以下问题将得到解决。
（1）哪种材料会有效去除氮磷，说明？（2）添加不同类型的植物碎屑对氮磷去除有什么影响？（3）富营养化湖泊沉积物的硝化和反硝化细菌的生物强化技术可行吗？（4）氮磷去除存在耦合作用吗？2材料与方法2.1实验装置实验室规模的十八个生物滤池柱由PVC雨水管，内径为320毫米，总高度为1500毫米。
该柱由四层组成，底层为150mm细砾、一个100mm的深砂过渡层和100 mm深细砂过渡层，顶层为700mm的砂壤土和不同特殊材料组成的过滤层（Zinger et al., 2013）。
18个生物滤池列为两两一组的九个处理，顶层用不同的材料与沙壤土混合。
详细的材料类型和数量见表1。
当地的特殊材料证明了富铁土（Supplymentary Material）被选择，事因为其高磷吸附的能力。
不同植株型代表不同类型的碳源。
巢湖湖沉积物富营养化湖泊沉积物的硝化和反硝化活性高（Hou et al., 2013）引入的硝化细菌和反硝化细菌增了生物强化技术。
纵队放置在实验室中，具有相对稳定的空气温度。
2.2实验步骤和取样施工后，生物滤柱可在采样前3个月时间内建立（过滤介质的沉降，生物膜的建立和系统的稳定性）。
在建立过程中，过滤器要每天采用矿泉水浇洗，以便可以测量反应系统中的污水。
之后就可以开始正式投加样品和确定采集周期（Zinger et al., 2013）。
添加化学药剂制备人工污水（KH 2PO 4, NH 4CL 和KNO 3），需要大量的脱氯的自来水以达到目标污染物浓度（最终的PO 43--P 中的磷浓为0.8mg/L,NH 4+-N 中氮的浓度为0.8mg/L,NO 3--N 中氮的浓度为1.2mg/L ）。
然后污水（20升）被运送到设定的系统，每天运行，直到六个月。
水力停留时间约四小时。
每周定期给料后进行采样运行。
水样取自每个圆柱口的进水和出水。
试验结束后，采集上层颗粒样品，测定磷吸附参数、磷的效率、硝化反硝化速率以及微生物群落组成。
2.3氮和磷的分析每周对于处理过后的进水和出水中的总氮、氨氮、亚硝态氮、硝态氮和可溶性活性磷进行检测。
用0.45微米的醋酸纤维薄膜过滤水制备可溶性营养物质，所有的检测都遵循标准方法（APHA, 2012）。
2.4磷吸附等温线和可利用磷分析上层颗粒样品干燥，地面的样品通过0.25毫米筛子，一克干燥，且进过筛选的土壤能够培养出20毫升0.01 M KCl ，其中含有0、0.1、0.5、1、5、10、50和100 mg P / L ，是在离心管中以KH2PO 的形式存在。
离心管了振荡24小时，于3000 rpm 离心10 min 然后用0.45微米的醋酸纤维薄膜过滤。
检测滤液中的可溶性营养物质。
从溶液中消失的磷酸盐被认为是被土壤吸附了。
在温度为25摄氏度时进行实验（James et al., 1992）。
在平衡条件下的吸附能力计算为（1）：m V C C S e e /)(0-= （1）其中Se 是磷在平衡时的吸附能力（mg P/kg ），V 是样品的体积（mL ），C0是磷的初始浓度（mg P/L ），Ce 是在平衡状态下水解态磷的浓度（mg P/L ），m 是吸附量（kg ）。
获得的数据符合朗格缪尔吸附等温线。
(2) (Sakadevan and Bavor, 1998)。
S max 是最大吸附量（mg P/kg ），K L 是朗格缪尔平衡常数（L/mg P ），利用奥尔森法测定了可利用的磷（AP ）。
一克干燥，被萃取的筛土在20毫升含有0.5 M 碳酸氢钠振动30分钟，然后检测可溶性活性磷（Sinclair and Johnstone, 1995）2.5潜在的硝化速率（PNR ）和潜在的反硝化率（PDR ）的测定用磷酸盐缓冲液冲洗上层膜颗粒从而提取生物膜(Huang et al., 2013)中的DNA 和测定潜在消化速率和反消化速率。
根据摇浆法测定潜在消化速率（Fan et al., 2011）。
将含有3克生物膜颗粒，100毫升磷酸盐缓冲液(1 mM, pH 7.4)和0.5mL 的硫酸铵(0.25 M)的泥浆在25度下在轨道摇床（180 rpm ）培养24小时。
分别取1、4、10、16和24 h 的泥浆样品然后进行培养。
然后分析样品中的NO 2--N 和NO 3--N ，计算出潜在消化速率中NO2--N 和NO3--N 的单位时间产量。
同时，潜在的反硝化速率用反消化酶活性测定(Jha and Minagawa, 2013)。
简单地说，把5克的生物膜颗粒转移到用硼硅酸盐特制的玻璃瓶中，里面加上20毫升反消化酶溶液（7mM 的KNO 3，3mM 的葡萄糖和5mM 的氯霉素）。
每个瓶子中的氧气排出，连续抽出氦和乙炔，以达到最终浓度为10%。
样品瓶放置在25摄氏度避光的轨道摇床振动（125r/min ）。
使用气相色谱仪测定分别在0, 0.5, 1,1.5, 2 小时取的N 2O 气体样品。
计算潜在的反硝化速率时以N 2O 的浓度和时间为坐标制图，曲线斜率符合最佳拟合。
2.6 DNA 提取和实时定量基因扩增荧光检测系统生物膜中DNA 的提取和使用动力土壤DNA 试剂盒提取巢湖（SC ）的初始沉积物中DNA （MO 生物实验室，卡尔斯巴德，CA ）以下是制造商的指示说明。
氨氧化古菌，氨氧化细菌和S 型反硝化菌的丰度针对氨氧化和NIRS 基因使用ABI 第一加热循环测定基因定量分析聚合酶链式反应（PCR ）（美国应用生物系统公司，福斯特城，国航（CA ））。
对于古菌amoA 基因的底物是amoaf / archamoar （Francis et al., 2005），对于氨氧化基因是areamoA1F/amoA2R （Nicolaisen and Ramsing, 2002）和对于NIRS 基因是nirs1f / nirs6r （Liu et al., 2013）。
每一个反应是在50uL 含10ng 的DNA 、0.4mg/mL 牛血清白蛋白（BAS ）、0.4mM 、1毫升的红罗霉素参考染料（50x ）和25uL 的SYBR Premix EX Taq （Takara Shuzo, Shiga,Japan ）容器中进行。
证实了聚合酶链式反应（PCR ）产物经熔解曲线分析和琼脂糖凝胶电泳。
氨氧化基因和nirS 基因克隆的已知拷贝数的线性化的质粒对于实时定量基因扩增荧光检测系统作为标准法。
对于氨氧化古菌氨氧化细菌和NIRS 基因的e L e C S K S S C maxmax 011+=扩增效率分别地达到93%(R2 > 0.98), 89%(R2 > 0.97) and 90% (R2 > 0.98)。
2.7克隆、测序和系统进化分析对于氨氧化古菌、氨氧化细菌和nirS基因的扩增进行克隆和测序。
用pGEM T-Easy载体系统根据制造商的指示说明对克隆进行测定。