3BER_S工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs的可行性_徐鹏程
PO_SM污水处理工艺选比
PO/SM污水处理工艺选比发布时间：2021-05-26T08:37:57.582Z 来源：《中国科技人才》2021年第7期作者：杨涛靳学健崔浩[导读] 天津渤化化工发展有限公司“两化”搬迁改造项目主要产品包括2×180万吨/年甲醇制烯烃、20万吨/年环氧丙烷联产45万吨/年苯乙烯单体、60万吨/年离子膜烧碱、80万吨/年PVC、10万吨/年聚醚、3万吨/年聚合物多元醇、6万吨/年环氧乙烷、4万吨/年表面活性剂和减水剂、30 万吨/年聚乙烯、2×30 万吨/年聚丙烯、10 万吨/年双氧水，其中20万吨/年环氧丙烷联产45万吨/年苯乙烯单体产生废水40吨/天，废水COD高、盐含量高，目前选择使用湿式氧化法，基于前期对项目的调研，对比三种处理工艺的优劣。
天津大沽化工股份有限公司天津 300455摘要：随着“节能环保”政策的不断推进，化工企业对污水处理愈发重视。
化工生产中产生的高COD污水处理一直是污水治理中的一个难题。
目前较常用的主要有三种方法：湿式氧化技术、超临界水氧化技术和焚烧技术。
本文将通过工艺技术、环保、节能、投资等方面对三种处理方案进行对比，分析它们的各项优劣势并最终得到结论。
关键词：COD；湿式氧化；超临界水氧化；焚烧一、背景介绍天津渤化化工发展有限公司“两化”搬迁改造项目主要产品包括2×180万吨/年甲醇制烯烃、20万吨/年环氧丙烷联产45万吨/年苯乙烯单体、60万吨/年离子膜烧碱、80万吨/年PVC、10万吨/年聚醚、3万吨/年聚合物多元醇、6万吨/年环氧乙烷、4万吨/年表面活性剂和减水剂、30 万吨/年聚乙烯、2×30 万吨/年聚丙烯、10 万吨/年双氧水，其中20万吨/年环氧丙烷联产45万吨/年苯乙烯单体产生废水40吨/天，废水COD 高、盐含量高，目前选择使用湿式氧化法，基于前期对项目的调研，对比三种处理工艺的优劣。
二、技术介绍1、湿式氧化技术介绍WAO/ PACT-WAR工艺设计理念为采用湿式氧化（WAO）技术对高污染废水进行处理，COD去除率约为60%，并且将难以生化处理的长链或者环状有机物破坏成短链有机物，提高污水可生化性，有利于后续生化处理单元进一步降低COD含量；生化处理单元采用MBR技术对COD进行生化处理，并添加PAC增强对有机物的吸附；配套设置湿空气再生单元（WAR）回收PAC，降低运行成本。
分段配水强化受污染水源水生物膜修复工艺脱氮性能
第31卷第12期2011年12月环境科学学报Acta Scientiae CircumstantiaeVol．31，No．12Dec．，2011基金项目：国家科技支撑计划项目（No．2006BAJ08B01）；浙江省教育厅科研项目（No．Y200909172）Supported by the National Key Technology R＆D Program （No．2006BAJ08B01）and the Research Projects of Department of Education of Zhejiang Province （No．Y200909172）作者简介：冯丽娟（1986—），女，博士研究生，E-mail ：flj20045587@zju．edu．cn ；*通讯作者（责任作者），E-mail ：xuxy@zju．edu．cn Biography ：FENG Lijuan （1986—），female ，Ph．D．candidate ，E-mail ：flj20045587@zju．edu．cn ；*Corresponding author ，E-mail ：xuxy@zju．edu．cn冯丽娟，朱亮，徐京，等．2011．分段配水强化受污染水源水生物膜修复工艺脱氮性能研究［J ］．环境科学学报，31（12）：2595-2600Feng L J ，Zhu L ，Xu J ，et al ．2011．Enhanced denitrification in the biofilm process remedying polluted water source via step-feeding ［J ］．Acta Scientiae Circumstantiae ，31（12）：2595-2600分段配水强化受污染水源水生物膜修复工艺脱氮性能研究冯丽娟1，朱亮1，徐京4，丁炜1，徐剑1，徐向阳1，2，3，*1．浙江大学环境工程系，杭州3100582．浙江大学-西澳大学水环境综合管理与保护联合研究中心，杭州3100583．农业面源污染控制重点开发实验室，杭州3100584．浙江桐乡市环保局，桐乡314500收稿日期：2011-03-08修回日期：2011-05-12录用日期：2011-06-08摘要：针对受污染水源水生物脱氮过程可利用碳源不足的突出问题，研究分段配水强化受污染源水生物膜修复工艺脱氮性能．结果表明，应用分段配水策略后生物膜修复工艺的碳源有效利用率从0．199mg·mg －1增至0．211mg ·mg －1，系统TN 去除率亦从29．5%ʃ2．2%增至35.0%ʃ2．7%，且出水高锰酸盐指数（COD Mn ）和氨氮（NH +4-N ）浓度稳定，均满足GB3838—2002中的Ⅲ类水标准．PCR-DGGE 分析发现，分段配水后修复工艺中、后段生物膜的多样性指数均上升至与工艺前段相仿的水平，生物膜内优势菌分属Hyphomicrobium 、Pseudomonas 、Pantoea 、Synechococcus 等，多数与氮素、难降解有机污染物去除有关．结果揭示在生物膜工艺修复微污染环境水体时，可采用多点配水策略强化脱氮微生物富集和污染物去除．关键词：受污染水源水；生物膜；分段配水；脱氮；微生物群落文章编号：0253-2468（2011）12-2595-06中图分类号：X703．1文献标识码：AEnhanced denitrification in the biofilm process remedying polluted water source via step-feedingFENG Lijuan 1，ZHU Liang 1，XU Jing 4，DING Wei 1，XU Jian 1，XU Xiangyang 1，2，3*1．Department of Environmental Engineering ，Zhejiang University ，Hangzhou 3100582．ZJU-UWA Joint Centre in Integrated Water Management and Protection ，Hangzhou 3100583．Key Laboratory of Non-point Source Pollution Control ，Ministry of Agriculture ，Hangzhou 3100584．Tongxiang Environmental Protection Bureau ，Tongxiang 314500Received 8March 2011；received in revised form12May 2011；accepted 8June 2011Abstract ：In view of the carbon deficiency for denitrification in polluted source water ，a enhanced biofilm denitrification via step-feeding was studied in this paper．Results showed that the utilization efficiency of carbon source in the remediation system increased from 0．199mg·mg －1to 0．211mg ·mg －1after two step-feeding process was applied ，and the removal efficiency of total nitrogen （TN ）simultaneously increased from 29．5%ʃ2．2%to 35．0%ʃ2．7%．Meanwhile ，the effluent concentrations of permanganate index （COD Mn ）and ammonia nitrogen （NH +4-N ）steadily reached Grade Ⅲof ‘Environment Quality Standard for Surface Water ’（GB3838—2002）．The result of PCR-DGGE showed that the bacteria diversities of biofilms in the middle and the end of the remediation system both increased to the same level as that in the front part after two step-feeding process applied．The dominant bacteria in biofilms belonged to Hyphomicrobium ，Pseudomonas ，Pantoea ，Synechococcus ，which was mostly associated with denitrification and refractory organics utilized．The results demonstrated that the biofilm remediation system with step-feeding process favored the denitrification microorganisms enrichment and pollutants removal in the oligotrophic environment．Keywords ：contaminated source water ；biofilm ；step-feeding ；denitrification ；microbial community环境科学学报31卷1引言（Introduction）由于城镇工业废水、生活污水、农业化肥及畜禽污粪等污染加剧，我国城镇饮用水水源普遍受到氮素污染（中国环境状况公报，2009）．氮素不仅易造成水体恶臭和富营养化，其达到一定浓度亦会引起生物高铁血红蛋白血症及增加胃癌等风险（Dahab et al．，1994；Shrimali et al．，2001；Camargo et al．，2006）．为此，近年来环境水体脱氮工艺研究备受关注．生物膜法因其具有生物群落丰富、水生生态友好、运行成本低、性能稳定等特点，在污（废）水处理与环境水体原位修复方面得到大量应用（Khatoon et al．，2007；Qin et al．，2008；Wu et al．，2009；丁炜等，2010）．目前，针对环境水体生物膜脱氮研究包括自养反硝化和异养反硝化．其中，自养反硝化法以硫或氢气作为电子供体，在少量或不投加有机碳源的条件下可实现脱氮，多应用于地下水硝酸盐原位去除（Zeng et al．，2005；Ghafari et al．，2008；Zhang et al．，2009），但存在启动周期长、出水硫酸盐及氨氮超标等问题（Karanasiosa et al．，2010）．针对寡营养水体反硝化碳源不足及利用率低的问题，研究者多从碳源补充角度开展异养反硝化研究，以投加水溶性碳源和固体碳源为主，如厌氧上流式生物膜脱氮系统投加甲醇修复地下水（Aslan et al．，2005），利用米糠（Shao et al．，2009）、海草（Ovez et al．，2006）、麦秆（Aslan et al．，2005）等廉价材料作为固体碳源与生物膜载体强化环境水体脱氮等，但往往伴随着出水有机物及浊度超标等问题．本文尝试以分段配水方式补充生物膜修复工艺后段碳源，以提高碳源利用率，强化受污染源水生物膜修复工艺的脱氮性能，为开发新型、经济有效的环境水体原位生物修复工艺提供技术支撑．2材料与方法（Materials and methods）2．1试验装置试验装置为课题组自行设计的模拟河道生物膜反应器，由有机玻璃制成，长150cm，上底宽30 cm，下底宽16cm，高30cm，底部坡降0．5%，有效容积为100L，具体反应器构型见图1．实验装置内布设TA-Ⅱ型弹性立体填料，购于杭州天宇环保工程有限公司，填料片加工至直径200mm、比表面积200 300m2·m－3，以2．33%（V/V）体积填充率布设于装置内．试验用水取自浙江大学华家池水，经长期检测发现华家池水质与杭嘉湖地区典型水源地水质接近，具体进水水质如表1所示．2．2装置运行工况反应装置在单点进水（工况Ⅰ）和两点进水（工况Ⅱ）两种条件下运行，研究常规进水与分段配水条件下生物膜修复工艺的脱氮性能与微生物群落结构特征差异，具体反应器装置示意图见图1．其中，工况Ⅰ单点进水流量为48mL·min－1；工况Ⅱ时在反应装置的前段（Z1）和中段（Z2）分两点进水，进水流量分别为24mL·min－1和24mL·min－1．系统运行过程，定期取样检测出水COD、氨氮（NH+4-N）、总氮（TN）等常规水质指标．考虑到分段配水方式对系统中段（Z2）与后段（Z3）生物膜影响较大，选取工况Ⅰ和工况Ⅱ时Z2和Z3区段的生物膜进行微生物群落结构分析，同时选取工况Ⅰ时反应器前段生物膜作为对照．为保证较好的脱氮条件，装置运行期间未给予曝气，反应器底部活解氧在0.06 0．66 mg·L－1范围，温度控制在20 25ħ．图1模拟河道生物膜反应器实验装置示意图（1．进水Q=48 mL·min－1；2．分段进水Q=24mL·min－1；3．弹性填料；4．出水；5．生物膜样品B1；6．生物膜样品B2；7．生物膜样品B3；Z1、Z2、Z3分别代表反应器前段、中段和后段）Fig．1Schematic diagram of the simulated river biofilm reactor （1．Influent Q=48mL·min－1；2．Step feeding Q=24mL·min－1；3．Elastic filler；4．Effluent；5．Biofilm sampleB1；6．Biofilm sample B2；7．Biofilm sample B3；Z1，Z2，Z3refer to the front，middle and back zones of the reacor）2．3分析方法2．3．1常规指标分析CODMn、NH+4-N、TN等常规指标测定方法参见《水和废水监测分析方法（第4版）》（国家环境保护总局，2002），每个指标平行测定3次后取均值；DO、温度采用YSI550A溶解氧仪测定．2．3．2PCR-DGGE分析1）生物膜基因组16S695212期冯丽娟等：分段配水强化受污染水源水生物膜修复工艺脱氮性能研究rRNA提取与PCR扩增每个工况运行稳定时（40 50d）剪取反应器内附着生物膜的填料至2 mL离心管中，加入1mL EDTA后涡旋振荡10min，于1ˑ104r·min－1离心2min后去上清液；继续加入1mL EDTA振荡、离心，直至上清液相对澄清．预处理后的样品采用E．Z．N．A TM Soil DNA kit （OMEGA）提取16s rRNA，获得的16S rRNA样品于－20ħ保存．PCR扩增引物为细菌16S rRNA V3可变区通用引物：P338f和P518r（Lapara et al．，2002）．在50μL反应体系内进行PCR：10ˑPCR Buffer（Mg2+15mmol·L－1），5μL；dNTP Mixture（各2.5 mmol·L－1），4μL；引物各0．5μL（25μmol·L－1）；Taq DNA聚合酶（5U·μL－1），0．25μL；模版DNA，5μL；加DEPC处理水定容至50μL．PCR反应程序如下：94ħ预变性5min；94ħ变性30s，55ħ退火30s，72ħ延伸1min，扩增30个循环；72ħ延伸7min．每组PCR扩增过程设立阴性对照．PCR产物经0．8%琼脂糖凝胶电泳、GoldViewⅠ型染料染色后，于254nm下检验PCR扩增结果．2）DGGE分析PCR产物的DGGE分析在Bio Rad公司Dcode TM 基因突变检测系统上进行，采用浓度为8%的聚丙烯酰胺凝胶（Acrylamide/Bis-Acrylamide37．5ʒ1），添加10%APS（过硫酸铵）80μL，TEMED（N，N，N'，N'-四甲基乙二胺）溶液18μL；变性剂浓度梯度范围30% 60%（100%变性剂包含7mol·L－1尿素和40%（V/V）去离子甲酰胺）．DGGE电泳上样量30μL，首先在30V、60ħ条件下预电泳30min，然后在155V、60ħ下恒温恒压运行5 6h；电泳结束后采用SYBR GREENⅠ染料避光染色30min，dH2O 浸洗胶片5min后洗去表面溶液，通过GelDoc2000凝胶成像系统成像，采用Quantity One4．6一维分析软件分析DGGE图谱．3）割胶测序用无菌手术刀从DGGE胶上小心割下含目标条带的凝胶块，转移至灭菌离心管中，经无菌水浸洗3次，每次5min；将凝胶挤碎，加入50μL TE（pH=8），4ħ环境温度下放置16h；45ħ水浴2h左右，置于4ħ冰水中约0．5h，10000r·min－1离心1min，取上清；以回收DNA为模板进行PCR扩增，引物为P338f（不带GC 发夹）、P518r．50μL PCR反应体系组成：10ˑPCR Buffer（Mg2+15mmol·L－1），5μL；dNTP Mixture（各2.5 mmol·L－1），4μL；引物各0．5μL（25μmol·L－1）；Taq DNA聚合酶（5U·μL－1），0．25μL；模版DNA，5μL；加DEPC处理水至50μL．PCR程序如下：94ħ预变性5min；94ħ变性30s，55ħ退火30s，72ħ延伸60s，扩增35个循环；最终72ħ延伸7min．PCR扩增产物经0．8%琼脂糖电泳检验后，送Takara（大连）测序，所得序列通过Blast程序与GenBank中核酸数据进行双序列比对分析（http：// www．ncbi．nlm．nih．gov/blast/）．3实验结果（Experimental Results）3．1反应器运行效果生物膜修复系统在单点进水（工况Ⅰ）和两点进水（工况Ⅱ）两种条件下运行，COD Mn、NH+4-N和TN去除情况如表1所示．结果表明，两种工况下系统TN平均去除率分别为29．5%ʃ2．2%和35．0%ʃ2.7%，相比而言两点进水后生物膜修复工艺的脱氮性能有一定幅度的提升；COD Mn在两个工况下去除较为稳定，平均去除率均在35%左右，出水浓度均低于6mg·L－1，稳定达到《地表水环境质量标准》中的Ⅲ类水标准；不同工况下修复工艺的NH+4-N 去除率波动幅度较大，主要与实际源水水质波动有关，但出水浓度均低于0．2mg·L－1．表1不同工况时生物膜修复工艺的污染物去除性能Table1Pollutant Removal performance of the two biofilm remediation processes污染物工况Ⅰ进水浓度/（mg·L－1）出水浓度/（mg·L－1）去除率工况Ⅱ进水浓度/（mg·L－1）出水浓度/（mg·L－1）去除率COD Mn8．79ʃ0．845．58ʃ0．4736．39%ʃ3．36%8．56ʃ0．975．47ʃ0．4035．80%ʃ3．20% NH+4-N0．66ʃ0．140．12ʃ0．0280．39%ʃ5．48%0．31ʃ0．090．13ʃ0．0152．56%ʃ4．93% TN1．98ʃ0．061．39ʃ0．0429．52%ʃ2．20%1．86ʃ0．141．21ʃ0．0734．98%ʃ2．65%为进一步揭示分段配水生物膜修复工艺的强化脱氮性能，对反应装置不同区段的NH+4-N和CODMn 浓度进行监测，具体如表2所示．结果表明，工况Ⅰ时生物膜修复工艺的有机物去除主要发生在Z1区，其出水COD Mn浓度达（6．1ʃ0．4）mg·L－1，与Z2、Z3区的出水浓度接近；而出水NO－3-N浓度7952环境科学学报31卷则从Z1到Z3逐渐上升，表明反应器后段可利用碳源不足、反硝化脱氮效率低；采用两点配水后，修复工艺Z2和Z3区碳源利用率有所增加，若以TN去除负荷与COD Mn去除负荷之比表征系统碳源有效利用率，工况Ⅱ两点配水后平均碳源有效利用率从0.199mg·mg－1增至0．211mg·mg－1，反应装置Z2和Z3区出水NO－3-N浓度相比工况Ⅰ亦有所降低，系统TN平均去除率达35．0%．表2不同工况时生物膜修复工艺各区段的NO－3-N、COD Mn去除性能Table2Removal performances of NO－3-N and COD Mn in different zones of the two biofilm remediation processes污染物工况进水/（mg·L－1）Z1出水/（mg·L－1）Z2出水/（mg·L－1）Z3出水/（mg·L－1）NO－3-N工况Ⅰ0．20ʃ0．040．58ʃ0．220．69ʃ0．250．73ʃ0．24工况Ⅱ0．23ʃ0．040．63ʃ0．070．57ʃ0．080．62ʃ0．08 COD Mn工况Ⅰ8．79ʃ0．846．08ʃ0．435．75ʃ0．475．58ʃ0．47工况Ⅱ8．56ʃ0．975．49ʃ0．465．76ʃ0．475．47ʃ0．40图2生物膜样品的DGGE图谱（条带标记1—8，泳道标记L1—L5，B1、B2和B3分别为反应装置前段、中段和后段生物膜样品，I和II分别代表工况Ⅰ和工况Ⅱ）Fig．2The DGGE profiles of16S rRNA fragments obtained from the biofilms（Band label1—8；lane label L1—L5；B1，B2and B3were biofilm samples from the front，middle and theend of the reactor，respectively；ⅠandⅡrefered to phaseⅠand phaseⅡ）3．2总细菌16S rRNA PCR-DGGE结果对不同运行工况下特征点生物膜样品进行基因组总细菌16S rRNA提取和PCR-DGGE试验，并由Quantity one软件分析其相似性矩阵及香浓指数变化，具体结果见表3和图3．结果表明，工况Ⅰ时反应装置中后段生物膜B2、B3与前段生物膜B1相似性较低，分别为58．8%和69．8%；采用两点进水后（工况Ⅱ）相似性分别提高到83．0%和86．6%．从生物膜微生物多样性指数（香浓指数）分析来看，工况Ⅰ时反应装置前段到后段生物膜的香浓指数分别为2．29，2．15，2．06，工况Ⅱ时反应装置中、后段生物膜的香浓指数均提高到2．29左右．表3生物膜DGGE图谱相似性分析Table3Dice coefficient comparing the similarity of DGGE fingerprints from the biofilms样品生物膜DGGE图谱相似性泳道12345 B2-Ⅰ1100．0%64．1%58．8%63．0%56．0% B3-Ⅰ264．1%100．0%69．8%59．6%66．0% B1-Ⅱ358．8%69．8%100．0%83．0%86．6% B2-Ⅱ463．0%59．6%83．0%100．0%74．6% B3-Ⅱ556．0%66．0%86．6%74．6%100．0%图3生物膜总细菌DGGE条带的Shannon指数Fig．3Shannon index of the DGGE fingerprints from the biofilms 选取DGGE图谱主要优势条带进行割胶测序与序列比对发现（表4），生物膜优势菌属于α-proteobacteria、γ-proteobacteria、Cyanobacteria和Chloroflexi，相似性均在99%以上．895212期冯丽娟等：分段配水强化受污染水源水生物膜修复工艺脱氮性能研究表4生物膜内部分优势菌16S rRNA DGGE片段测序分析结果Table4Sequences of16S rRNA DGGE fragments from the biofilms条带序列比对结果同源性系统发育种群1Uncultured Pseudomonas sp．［AM711878．1］100%γ-proteobacteria 2Synechococcus sp．ACT9807［GQ422959．1］100%Cyanobacteria 3Pantoea sp．I-Bh20-21［FN555402．1］100%γ-proteobacteria 4Uncultured Chloroflexi bacterium［FJ916310．1］100%Chloroflexi 5Uncultured Hyphomicrobium sp．［GU257860．1］100%α-proteobacteria 6Pseudomonas putida strain d92［FJ950674．1］99%γ-proteobacteria 7Hyphomicrobium sp．［AM502926．1］100%α-proteobacteria 8Uncultured Pantoea sp．［GU569157．1］100%γ-proteobacteria4讨论（Discussion）采用分段配水后，生物膜修复工艺的TN去除率从29．5%ʃ2．2%增至35．0%ʃ2．7%，系统脱氮性能有所提高．从生物膜修复工艺不同区段有机物和硝态氮出水变化情况来看（表2），工况Ⅰ有机物去除主要发生在Z1区，Z2和Z3区碳源利用率较低，而Z2和Z3硝态氮出水也相应升高；Z2补充进水后（工况Ⅱ）克服了反应器后段碳源不足、脱氮效率低的问题，碳源有效利用率从0．199mg·mg－1增至0．211mg·mg－1，有利于生物膜修复工艺后段反硝化脱氮．有文献报道微污染水体碳源相对缺乏且碳源利用率不高，不利于异养型脱氮菌生长与富集，是目前微污染水体脱氮效果较低的主要原因（Aslan et al．，2005；Shao et al．，2009）．为此，有研究者通过外加碳源的方式强化污水处理系统脱氮能力，但对于微污染水体原位修复而言，直接投加碳源的方式较难应用，且易造成水质有机物超标等问题（Aslan et al．，2005）．本实验采用分段配水方式进行生物膜修复工艺强化脱氮研究，系统碳源有效利用率与TN去除率均得到增强，出水有机物亦稳定达到《地表水环境质量标准》中的Ⅲ类水标准．结果揭示，采用生物膜工艺修复环境水体时，可采用分段配水方式提高系统的碳源利用率，强化修复工艺脱氮性能．有关最佳补水位置与流量配比等研究有必要进一步开展，以获得优化的环境水体生物膜修复工艺性能．在微污染环境水体原位生物修复过程中，由于修复对象有机物浓度偏低，导致工艺后段异氧微生物可利用碳源不足，进而影响后段填料对功能微生物富集与脱氮性能．本实验反应装置采用两点进水后，中、后段生物膜内微生物多样性提高到与反应装置前段基本一致，其相似性也得到相应提高，TN 去除率亦随之提升．结果表明，应用分段配水策略可为生物膜修复工艺后段提供补充碳源，利于脱氮功能微生物的富集，整个工艺均可获得较丰富的微生物多样性．对工况Ⅰ和工况Ⅱ时反应装置中后段生物膜内共有优势菌分析发现，主要分属Pseudomonas、Synechococcus、Chloroflexi、Pantoea等．其中，Pseudomonas 在生物处理系统经常被检测到，主要参与有机物降解及脱氮除磷，也有报道显示该类微生物具有异养硝化和好氧反硝化功能（Su et al．，2006）；Synechococcus是海洋蓝细菌代表性类群之一，属超微型光合自养原核生物，其不仅能利用水体氮磷等营养物质，还可通过光合作用为生物膜提供氧气，利于生物膜内硝化菌及其他好氧微生物生长（马英等，2004）；有研究表明，Chloroflexi bacterium对水溶性碳水化合物具有较强的吸附作用（Yuki et al．，2007），并出现在处理高浓度有机废水的好氧颗粒污泥系统中（Yamada et al．，2005），可见其对有机物稳定去除具有一定作用；Pantoea作为常见的脱氮菌（Braker et al．，2010），在本试验中作为生物膜内优势菌存在．研究还发现，工况Ⅰ和工况Ⅱ时反应装置中、后段的生物膜内菌群结构亦存在一定差异．应用分段配水策略后，装置中后段（B2-Ⅱ和B3-Ⅱ）的生物膜样品DGGE条带5、条带6和条带7亮度均有所增强，其中条带5和条带7均与Hyphomicrobium有100%同源性，条带6与Pseudomonas putida有100%同源性．有资料显示，Hyphomicrobium和Pseudomonas putida均与有机物（包括有毒难降解有机物）及氮磷去除相关，是脱氮系统常检测到的优势菌（Labbe et al．，2007；Green et al．，2010）．可见，分段配水生物膜修复技术可强化与氮素、有机物去除有关功能菌的富集，确保工艺高效稳定运行．9952环境科学学报31卷5结论（Conclusions）1）在生物膜法原位修复受污染环境水体过程中，应用分段配水策略可有效提高系统的碳源利用率，解决生物膜修复工艺后段碳源不足、脱氮效率低的问题，系统TN平均去除率可从29．5%ʃ2．2%提高到35．0%ʃ2．7%．2）PCR-DGGE分析发现，分段配水后生物膜修复工艺中后段填料附着的生物膜内微生物种群多样性有所提高，Hyphomicrobium、Pseudomonas、Pantoea等与氮素、难降解有机物去除有关的贫营养功能菌得到富集．结果揭示在生物膜工艺修复微污染环境水体时，可采用多点配水策略强化脱氮微生物富集和污染物去除．责任作者简介：徐向阳（1964—），男，教授，博士生导师．主要从事有毒难降解工业废水处理工艺技术与工业化应用、有机毒物污染环境的生物修复、新型生物脱氮技术及其应用、废水生物处理微生物分子生态学等方面研究．通讯地址：杭州市余杭塘路866号，浙江大学环境工程系，邮编：310058，E-mail：xuxy@zju．edu．cn．参考文献（References）：Aslan S．2005．Combined removal of pesticides and nitrates in drinking waters using biodenitrification and sand filter system［J］．Process Biochemistry，40（1）：417-424Aslan S，Turkman A E．2005．Combined biological removal of nitrate and pesticides using wheat straw as substrates［J］．Process Biochemistry，40（2）：935-943Braker G，Schwarz J，Conrad R．2010．Influence of temperature on the composition and activity of denitrifying soil communities［J］．FEMS Microbiology Ecology，73：134-148Camargo J，Alonso A．2006．Ecological and toxicological effects of inorganic nitrogen pollution in aquatic ecosystems：a global assessment［J］．Environment International，32（6）：831-849 Dahab M F，Lee Y W，Bogardi I．1994．A rule-based fuzzy-set approach to risk analysis of nitrate-contaminated groundwater［J］．Water Science Technology，30（7）：45-52丁炜，朱亮，徐京，等．2010．不同生物载体模拟河道反应器的微污染水源水修复研究［J］．环境科学，31（11）：2639-2644Ding W，Zhu L，Xu J，et al．2010．Bioremediation of micro-pollutedsource water by simulated river bioreactor with different carriers［J］．Environmetal Science，31（11）：2639-2644（in Chinese）Ghafari S，Hasan M，Aroua MK．2008．Bio-electrochemical removal of nitrate from water and wastewater a review［J］．Bioresource Technology，99（10）：3965-3974Green S J，Prakash O，Gihring T M，et al．2010．Denitrifying bacteria isolated from terrestrial subsurface sediments exposed to mixed-waste contamination［J］．Applied Environmental Microbiology，76（10）：3244-3254Karanasios K A，Vasiliadou I A，Pavlou S，et 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heterotrophic nitrification capability in Taiwan［J］．Current Microbiology，53（1）：77-81Wu W Z，Liu Y，Zhu Q，et al．2009．Remediation of polluted river water by biological contact oxidation process using two types of carriers ［J］．International Journal of Environment and Pollution，38（3）：223-234Yamada T，Sekiguchi Y，Imachi H，et al．2005．Diversity，localization，and physiological properties of filamentous microbes belonging to Chloroflexi subphylum I in mesophilic and thermophilic methanogenic sludge granules［J］．Applied Environmental Microbiology，71（11）：7493-7503Yuki M，Yoshumasa W，Sathshi O．2007．Significance of chloroflexi in performance of submerged membrane bioreactors（MBR）treating municipal wastewater［J］．Environmental Science Technology，41（22）：7787-7794Zeng H，Zhang T C．2005．Evaluation of kinetic parameters of a sulfur-limestone autotrophic denitrification biofilm process［J］．Water Research，39（20）：4941-4952Zhang Y H，Zhong F H，Xia S Q，et al．2009．Autohydrogenotrophic denitrification of drinking water using a polyvinyl chloride hollow fiber membrane biofilm reactor［J］．Journal of Hazardous Materials，170（1）：203-2090062。
原位化学氧化高压注射修复优化设计与应用案例分析
( K(P#P!IMS )% M#P$H% (%M (’’J$K(!$)% )*$%QP$!I K"#O$K(J)W$M(!$)% "$H" ’&#PPI&#$%^#K!$)% &#O#M$(!$)%
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此类污染地块"一般要求在较短的时间内进行二 收#稿#日#期#%%&#’$ b#’%#b!’#
次开发利用"需要适用于原地块现场,修复费用低,效 率高,可操作性强的技术和工艺+ 原位化学氧化技术 通过 向 污 染 土 壤 中 注 入 氧 化 药 剂 ! 如 V0*1.*, 类 V0*1.*,活化过硫酸盐,‘]*A> 等 )!H>* $ "达到氧化分 解 污染物的目的"能有效处理多种有机污染物形成的复 合污染+ 土壤及地下水高压旋喷喷射原位修复技术 由岩土桩基及注浆施工技术引进创新而来"通过高压 水流,气流同时切 割 土 层" 通 过 劈 裂 及 扩 散 机 理 将 氧 化药剂快速注入土壤中"使其实现药剂与土壤的有效
<.6" c1Y" G0,D,*4’&&&’?" <E,*2$
间接热解吸工艺对去除污染土壤中PAHs的应用效果研究
土壤中 ＰＡＨｓ 去除采用解吸效率来进行表示，计
壤，选取 ２ 种污染土壤：１ 号为去除碎石等杂物的原
算见式（１） ：
１ 号） ；２ 号为经过多级筛分式淋洗设备处理后
式中：Ｒ 为去除 率，％ ； δ０ 为 土 壤 中 ＰＡＨｓ 的 初 始 含
始土壤，冷冻干燥，过 ５ 目筛后，粒径 γ１ ≤４ ｍｍ（ 简称
化合物均超过 ＥＰＡ 及北京住宅筛选值控制标准。 其
中苯并［ ａ］ 芘（ Ｂｅｎｚｏ ［ ａ］ ｐｙｒｅｎｅ，ＢａＰ） 作为 ＰＡＨｓ 的
代表性物质，致癌性最强 ［２１］ ，δ（ ＢａＰ） 在 １ 号、２ 号两
种土壤中分别为 ３ ０５，４ ３９ ｍｇ ／ ｋｇ，达到北京住宅筛
选值控制标准的 １５ ２５，２１ ９５ 倍， ＥＰＡ 控制标准的
要污染物
［２］
化学作用结合在土壤颗粒的不同部位，并随时间的推
移在土壤中逐渐老化或锁定，难以从土壤颗粒中解吸
∗国家高技术研究发展计划（８６３
计划） （２０１３ＡＡ０６Ａ２０７⁃０３） 。
收稿日期：２０１７ － ０６ － １５
污染物挥发成气态而与土壤分离 ［６］ 。 目前该工艺已
以此为基准评价热解吸技术用于修复 ＰＡＨｓ 污染土
土壤含水率按 ＨＪ ６１３—２０１１ 《 土壤干物质和水
（ 岛津 ＧＣＭＳ⁃ＱＰ２０１０） 测定美国环保局（ ＥＰＡ） 提出优
结合的评价方法提供参考。
１ 实验部分
先检测的 １６ 种 ＰＡＨｓ ［１８］ 。
１ １ 实验样品
１ ４ 数据处理
供试土壤取自某钢铁企业搬迁后场地的污染土
δ（ ＢｋＦ） 、δ（ ＢａＰ） 、δ（ ＩｃｄＰ） 、δ（ ＤａｈＡ） ８ 种 ＰＡＨｓ 单体
电吸附——深度除盐新思路
电吸附——深度除盐新思路
朱广东;郭洪飞;孙晓慰
【期刊名称】《流程工业》
【年(卷),期】2011(000)021
【摘要】采用电吸附除盐设备，对某再生水厂出水进行深度除盐处理，其平均除
盐率为78．3％；在原水氯化物平均浓度为134．5mg／L，产水平均值11.6mg ／L，平均去除率达到了90。
6％，吨水电耗为0．57kW·h，系统产水率为76％。
由此可见，电吸附技术应用于该再生水厂的中水回用完全是可行的。
【总页数】3页(P26-28)
【作者】朱广东;郭洪飞;孙晓慰
【作者单位】北京爱思特水务科技有限公司
【正文语种】中文
【中图分类】TU991.2
【相关文献】
1.电吸附技术对回用水进行深度除盐的试验分析 [J], 葛四顺
2.PPy/AC电极的理化性能表征及电吸附除盐性能研 [J], 王玥; 李海红; 王娟; 张茜
3.矿井水深度处理中使用电吸附除盐技术的研究与应用 [J], 范志成; 王林; 刘学恒; 纳建涛
4.电吸附除盐技术在电厂循环冷却排污水处理中的应用 [J], 吕玲
5.KOH/TiO2-AC涂层电极制备及其电吸附除盐性能研究 [J], 张继卫;常海洲;伊涵
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《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》范文
《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》篇一一、引言随着经济的快速发展和城市化进程的推进，水污染问题日益突出，其中氮污染已经成为一个亟待解决的问题。
SBR （Sequencing Batch Reactor，序批式活性污泥法）工艺作为一种新型的污水处理技术，具有操作灵活、处理效果好等优点，被广泛应用于生物脱氮领域。
本文以SBR工艺为研究对象，对其生物脱氮及外加碳源的效果进行研究。
二、SBR工艺概述SBR工艺是一种周期性运行、分批操作的污水处理工艺，通过周期性的进水、曝气、沉淀、排水等过程，达到去除有机物和脱氮除磷的目的。
其特点在于灵活的操作方式，使得该工艺可以根据不同的水质情况调整运行策略，从而实现对污水的高效处理。
三、SBR工艺生物脱氮效果研究1. 生物脱氮原理SBR工艺中的生物脱氮主要通过氨化、硝化和反硝化三个过程实现。
在曝气阶段，通过微生物的作用将氨氮转化为硝酸盐；在沉淀和排水阶段，通过厌氧环境下的反硝化作用将硝酸盐还原为氮气，从而实现脱氮。
2. 实验方法与结果本研究采用SBR工艺处理模拟生活污水，通过调整曝气时间、沉淀时间等参数，研究生物脱氮的效果。
实验结果表明，在适宜的条件下，SBR工艺能够有效地去除污水中的氮元素，达到良好的脱氮效果。
四、外加碳源对SBR工艺脱氮效果的影响研究1. 外加碳源的作用外加碳源可以提高反硝化过程中的电子供体浓度，从而提高脱氮效率。
此外，适当的碳源还可以为微生物提供营养，促进其生长繁殖。
2. 实验方法与结果本研究通过向SBR反应器中添加不同种类的碳源（如甲醇、乙酸等），研究外加碳源对SBR工艺脱氮效果的影响。
实验结果表明，适当的外加碳源可以显著提高SBR工艺的脱氮效率。
其中，甲醇作为碳源时，脱氮效果最为显著。
此外，外加碳源还可以提高污泥的活性，有利于提高整个污水处理系统的稳定性。
五、结论本研究通过实验研究了SBR工艺的生物脱氮效果及外加碳源对脱氮效果的影响。
结果表明，SBR工艺具有较好的生物脱氮能力，外加碳源可以进一步提高脱氮效率。
26443675_无泡式中空纤维膜生物反应器研究与应用现状
DOI ：10.19965/ki.iwt.2020-1015第42卷第1期2022年1月Vol.42No.1Jan.，2022工业水处理Industrial Water Treatment无泡式中空纤维膜生物反应器研究与应用现状任志鹏，陈小光（东华大学环境科学与工程学院，国家环境保护纺织工业污染防治工程技术中心，上海201620）[摘要]无泡式中空纤维膜生物反应器（Membrane⁃aerated biofilm reactor ，MABR ）有效地将生物膜法污水处理技术和膜分离技术结合在一起，其具有无泡曝气和硝化反硝化一体的优点。
回顾了MABR 的发展历程，分析了MABR 的基本结构和原理，介绍了MABR 常用的膜材料及氧传质系数模型，阐述了MABR 的影响因素，综述了国内外MABR 的研究与应用现状，指出了MABR 需要解决的问题并展望了该技术的未来发展。
［关键词］无泡式中空纤维膜生物反应器；中空纤维膜；膜材料；传质系数模型［中图分类号］X703［文献标识码］A［文章编号］1005-829X（2022）01-0038-10Research and application progress of membrane -aerated biofilm reactorREN Zhipeng ，CHEN Xiaoguang（College of Environmental Science and Engineering ，State Environmental Protection Engineering Center forPollution Treatment and Control in Textile Industry ，Donghua University ，Shanghai 201620，China ）Abstract ：Membrane -aerated biofilm reactor （MABR ），which has the advantages of bubble free aeration and nitrifi⁃cation and denitrification ，combine the technology of biofilm wastewater treatment and membrane separation effec⁃tively.In this study ，we reviewed the development of MABR and analyzed the basic structure and action principle of MABR ，the membrane materials and mathematical model of mass transfer coefficient commonly used in MABR are introduced ，the influencing factors of MABR are described ，and introduced the research and application status of MABR in China and foreign country.At the same time ，we summarize the research and application status of MABR at home and abroad ，and point out the problems which should be solved in MABR and prospect the future develop⁃ment trend of MABR.Key words ：membrane⁃aerated biofilm reactor ；hollow fiber membrane ；materials of membrane ；mathematical model of mass transfer coefficient随着国家对环境水污染治理的要求日益严格，近年来膜技术因具有应用面广、净化效果好、环境污染小等优点，获得空前广泛的应用。
空气取水用活性炭纤维复合吸附剂的研究
化工进展Chemical Industry and Engineering Progress2023 年第 42 卷第 10 期空气取水用活性炭纤维复合吸附剂的研究王胜楠，郑旭（浙江理工大学建筑工程学院，浙江 杭州 310018）摘要：吸附式空气取水的技术具有较宽的湿度适用范围，被认为是缓解全球淡水资源紧缺的有效途径。
吸附剂的选取和研发是提高取水性能的关键。
本文采用甲酸钾和乙酸钠溶液分别浸渍经过硅溶胶固化后的活性炭纤维，制得复合吸附剂AS/pf 和AS/S ，测试并分析了它们的吸附/解吸性能、理论日产水能力和经济性，并与氯化锂浸渍的复合吸附剂（AS/L ）对比。
相同吸附和脱附工况下，相比AS/L 、AS/pf 的吸附和脱附速率常数分别提高了108%和161%；AS/S 的吸附和脱附速率常数分别提高了131%和155%。
综合考虑经济性和理论日产水能力，采用AS/S 更适合循环时间在3h 内的快速循环吸附式空气取水系统。
当循环时间长于3h 时，需要根据取水系统总成本在AS/S 和AS/L 之间慎重选择。
关键词：吸附式空气取水；复合吸附剂；吸附；解吸；理论日产水能力中图分类号：TU991.1；TV213；O647.3 文献标志码：A 文章编号：1000-6613（2023）10-5567-07Research on activated carbon fiber based composite adsorbents foratmospheric water harvestingWANG Shengnan ，ZHENG Xu(School of Civil Engineering and Architecture, Zhejiang Sci-Tech University, Hangzhou 310018, Zhejiang, China)Abstract: Sorption-based atmospheric water harvesting (SAWH) can be utilized in a wide range of humidity. It is considered an effective way to alleviate the global fresh water shortage. The key to increase capability of SAWH system is the selection and development of adsorbents. In this paper, potassium formate and sodium acetate were impregnated to silica sol supported activated carbon fibers respectively, and composite adsorbents AS/pf and AS/S were developed. Their adsorption/desorption properties, potential daily water productivity and economic performance were studied and compared to adsorbent impregnated with lithium chloride (AS/L). Under the same adsorption and desorption conditions, adsorption and desorption rate coefficients of AS/pf were 108% and 161% higher than AS/L, while those of AS/S increased by 131% and 155%, respectively. Considering the cost of composite adsorbents and potential daily water productivity, AS/S was especially suitable for rapid-cycling SAWH systems when an adsorption-desorption cycle was no more than 3h. When the cycling time was longer than 3h, carefully selection between AS/S and AS/L was needed according to the conditions of practical projects.Keywords: adsorption atmospheric water harvesting; composite adsorbents; adsorption; desorption; daily potential water productivity研究开发DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2022-2098收稿日期：2022-11-10；修改稿日期：2023-01-12。
不同3D-BER反应器去除地下水中NO--N的研究
不同3D-BER反应器去除地下水中NO--N的研究李金成;李俊成;董京洲;陈泽新;夏文香【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2018(038)009【摘要】采用平板式、中心式2种构型的三维生物膜电极反应器(3D-BER)对模拟的污染地下水中的NO3--N进行处理,研究了水力停留时间(HRT)、电流、进水NO3--N浓度和pH这4种影响因素对2种反应器脱氮效果的影响.结果表明:平板式、中心式3D-BER反应器适宜的HRT均为12 h,最佳的电流范围均为40～50 mA,对应的最大NO3--N去除率分别为82.67％、71.89％,理想的进水NO3--N 分别为35～55、20～35 mg/L,平板式3D-BER反应器对进水NO3--N负荷具有更高的承受能力,中心式3D-BER反应器由于具有较好的阴极和阳极产物混合条件,对进水pH具有更强的缓冲能力.【总页数】5页(P86-90)【作者】李金成;李俊成;董京洲;陈泽新;夏文香【作者单位】青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.反硝化细菌生物反应器去除地浸采铀矿山退役采区地下水中NO3--N的试验研究 [J], 王清良;胡南;丁德馨;张国奇;胡鄂明;张洪灿;阳奕汉;蒋晓辉2.生物膜电极反应器去除地下水中硝酸氮的研究进展 [J], 郭海丽;李金成;雷铠伟;刘立志;侯荷霞3.生物接触氧化反应器去除地下水中铁的研究 [J], 孙瑾;胡志峰;张建4.浅析以玉米芯为反硝化碳源和反应介质的生物反应器去除地下水中硝酸盐 [J], 王强5.平板型3D-BER去除地下水中硝酸盐氮的优化研究 [J], 石志慧;李金成;陈泽新;王艳艳因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
变压精馏分离丙烯腈-水工艺设计
第 52 卷第 11 期
陈鑫，等：变压精馏分离丙烯腈-水工艺设计
1625
塔板总数为 7，进料位置为 5，回流位置为 3，此时
的回流比为 1.265。
（a）NLPC 与热负荷的关系
（b）NHPC 与 TAC 的关系
图 5 HPC 塔优化 NHPC 与热负荷的关系 和 NHPC 与 TAC 的关系
根据序贯迭代算法，以最小 TAC 为目标，对流 程进行优化。在进行模拟之前，首先给定 HPC 的塔 板数为 15，进料位置为 5，回流比为 0.879。同时， 理论塔板数（NLPC、NHPC）被设定为最外层的循环 变量，回流比（RR1、RR2）为次内层迭代变量，进 料位置（NF1、NF2、NRE）为最内层迭代变量。这个 设置如图 4 所示。
图 3 丙烯腈-水体系的变压精馏工艺流程图
年总费用（TAC）由 DOUGLAS[11]提出的概念， 是衡量化工过程工艺经济型的关键指标，并且在化 工模拟优化过程中作为评价工艺经济性的标准得到 了广泛的应用。本文计算年总费用的公式来源于 WANG[12]和 CUI[13]等的研究成果。年总费用包含了 2 个方面，分别是能源费用和设备投资费用，计算
and environmentally friendly extractive distillation/pervaporation
process on the separation of ternary azeotropes with different
compositions[J]. Journal of Cleaner Production, 2022, 346: 131179. ［6］WANG C, ZHUANG Y, QIN Y, et al. Design and eco-efficiency
科技成果——循环流微氧EBIS生物脱氮技术
科技成果——循环流微氧EBIS生物脱氮技术适用范围适用于粘胶、印染、化工、造纸、垃圾渗滤液、养殖等高浓度有机废水、高氨氮废水的生化处理，同时也适用于市政（含极寒地区）脱氮提标。
技术原理该技术以同步硝化反硝化脱氮理论为基础，通过控制曝气池低溶解氧（0.5mg/l左右）实现硝化反硝化同步进行，有效去除有机物且提高脱氮效率；有效的高污泥浓度（5-8g/l）使系统内负荷较低而且平均，抗冲击能力较强；独特的曝气系统采用大面积曝气方式，低通气量曝气软管创造一个微混合环境，大幅度提高氧传递效率；巧妙的水力循环系统可实现几十倍甚至上百倍的混合液内循环，对进水大比倍循环稀释；高效的泥水分离系统具有效率高、占地小等特点；精确智能的溶氧控制系统（DOCS）可根据实际进水自动控制风机风量和曝气池中溶氧，实现了智能跟踪控制，大幅度降低运行能耗。
工艺流程该系统分为缺氧区、低氧曝气区、空气推流区及沉淀区四个区域，其工艺流程为：废水在缺氧区去除部分有机物及总氮后，进入低氧曝气区进水端与大比倍回流的混合液（已经过处理的废水）迅速混合均匀后，循环进入低氧曝气区进行处理，通过控制曝气池中的溶解氧，利用微生物完成对COD、氨氮、总氮、总磷等污染物的降解，之后污水进入沉淀区，经过高效沉淀装置进行泥水分离后，污泥回流至进水区与进水混合，清水由上部的集水槽收集排出。
循环流微氧EBIS生物脱氮工艺流程图关键技术低氧控制：低氧（0.5mg/l左右）运行，同步硝化反硝化脱氮；高污泥浓度：（5-8g/l）使系统内负荷较低，抗冲击能力大大增强；独特曝气系统：大面积曝气无死角；低通气量曝气软管；创造一个微混合环境；不停车更换；自清洗功能；巧妙的水力循环系统：对进水大比倍循环稀释，降低且均匀系统负荷；高效的泥水分离系统：拥有多种泥水分离结构，效率高，出水好，占地小；智能溶氧控制系统（DOCS）：精确跟踪控制溶氧，大幅降低运行能耗。
典型规模该系统单条线日处理污水规模可达到30000吨，当处理量增加时复制每条处理线即可。
Fe3O4
第43卷第1期2024年1月大连工业大学学报J o u r n a l o fD a l i a nP o l y t e c h n i cU n i v e r s i t yV o l .43N o .1J a n .2024收稿日期:2022-12-14.基金项目:国家自然科学基金项目(21875026).作者简介:陈晓晗(1997-),女,硕士研究生;通信作者:孙德栋(1970-),男,副教授,E -m a i l :s u n d e d o n g@s i n a .c o m.网络首发时间:2023-04-06T 14:36:41.网络首发地址:h t t ps ://k n s .c n k i .n e t /k c m s /d e t a i l /21.1560.t s .20230404.1647.006.h t m l .D O I :10.19670/j .c n k i .d l g yd x x b .2023.6009Fe 3O 4/C u C o 2S 4复合物活化过硫酸一氢盐对有机染料的去除作用陈晓晗, 孙德栋, 马红超, 宋英博, 王国文(大连工业大学轻工与化学工程学院,辽宁大连 116034)摘要:采用水热法制备了F e 3O 4/C u C o 2S 4复合催化剂,利用S E M ㊁X R D ㊁E D S 对0.25-F e 3O 4/C u C o 2S 4复合材料的表面形貌和结构进行表征,研究了复合催化剂活化P M S 降解染料废水的效能㊂实验结果显示,在室温条件下,加入200m g /L P M S ㊁125m g /L 催化剂,20m g/L R h B 在40m i n 内去除率达到99.5%㊂自由基淬灭实验表明,F e 3O 4/C u C o 2S 4活化P M S 产生的羟基自由基㊁硫酸根自由基和单线态氧等活性物质均参与了R h B 降解过程㊂回收实验表明,4次循环使用后R h B 的降解率仍能达到94.2%,表明F e 3O 4/C u C o 2S 4复合催化剂具有良好的可重复利用性和优异的催化活性,易于回收㊂F e 3O 4/C u C o 2S 4可用于有机物水污染的处理㊂关键词:非均相催化;过硫酸一氢盐;尖晶石硫化物;四氧化三铁;罗丹明B中图分类号:X 703.5文献标志码:A文章编号:1674-1404(2024)01-0041-05P e r o x y m o n o s u l f a t e a c t i v a t i o no v e rF e 3O 4/C u C o 2S 4c o m po s i t e s f o r r e m o v a l o f o r g a n i c d ye s C H E N X i a o h a n , S U N D e d o n g , M A H o n g c h a o , S O N G Y i n gb o , W A N G G u o w e n (Sc h o o l o f L i g h t I nd u s t r y a n dC he m i c a l E n g i n e e r i n g ,D a l i a nP o l y t e c h n i cU n i v e r s i t y,D a l i a n 116034,C h i n a )A b s t r a c t :F e 3O 4/C u C o 2S 4co m p o s i t ec a t a l y s t sw e r e p r e p a r e db y h y d r o t h e r m a lm e t h o d .T h es u r f a c e m o r p h o l o g y a n d s t r u c t u r eo f 0.25-F e 3O 4/C u C o 2S 4we r ec h a r a c t e r i z e db y S E M ,X R Da n dE D S .T h e p e r o x y m o n o s u lf a t e (P M S )a c t i v a t i o n i nd eg r a d a t i o n p e r f o r m a n c eo fo r g a n i cd ye s i n w a s t e w a t e rw a s i n v e s t i g a t e d .T h e e x p e r i m e n t a l r e s u l t s s h o w e d t h a t t h e r e m o v a l r a t e of 20mg /LRh Br e a c h e d 99.5%wi t h i n40m i nb y 200m g /L P M Sa n d125m g /L0.25-F e 3O 4/C u C o 2S 4atr o o mt e m p e r a t u r e .F r e e r a d i c a l q u e n c h i n g e x p e r i m e n t ss h o w e dt h a th y d r o x y l r a d i c a l ,s u l f a t er a d i c a l ,s i n g l e to x y g e na c t i v e s u b s t a n c e s g e n e r a t e db y P M Sa c t i v a t i o no fF e 3O 4/C u C o 2S 4w e r ea l l i n v o l v e d i nd e g r a d a t i o no fR h B .T h e c y c l i n g e x p e r i m e n t s s h o w e d t h a t t h e d e g r a d a t i o n r a t e o f R h B c a n s t i l l r e a c h 94.2%a f t e r 4c yc l e s .I t i s i nd i c a te d t h a t F e 3O 4/C u C o 2S 4co m p o s i t e c a t a l y s t s p o s s e s s g o o d r e u s a b i l i t y a n d e x c e l l e n t c a t a l y t i c a c t i v i t y ,a n da r ee a s y t or e c o v e r .F e 3O 4/C u C o 2S 4c a nb eu s e df o rt h et r e a t m e n to fo r g a n i c w a t e r po l l u t i o n .K e y wo r d s :i n h o m o g e n e o u s c a t a l y s i s ;p e r o x y m o n o s u l f a t e ;s p i n e l s u l f i d e ;F e 3O 4;r h o d a m i n eB0引言基于活化过硫酸盐包括过硫酸一氢盐(P M S)和过二硫酸盐(P D S)的高级氧化工艺,会产生具有强氧化性的活性物质如S O•-4㊁㊃O H等降解有机物,是治理有机废水的有效方法㊂如何高效活化过硫酸盐是目前研究的热点㊂双金属尖晶石硫化物(A B2S4)被用于活化过硫酸盐去除有机污染物㊂例如,L i等[1]使用F e C o2S4/g-C3N4作为非均相催化剂,通过活化P M S去除水中的磺胺甲恶唑(S M X),W a n g等[2]用N i C o2S4/碳球活化P D S降解水中的尼美舒利药物,都取得了很好的效果㊂与双金属尖晶石氧化物(A B2O4)相比,硫尖晶石A B2S4中的硫电负性较低㊂作为电子供体,硫化物中的硫可以促进金属离子的氧化还原循环[3]㊂与单组分硫化物相比,双金属尖晶石硫化物表现出更好的催化性能,这是因为双金属具有更丰富的氧化还原作用和协同效应[2]㊂尖晶石硫化物C u C o2S4在电子元件(电容㊁电极等)[4]和催化[5]的应用中表现出很好的性能㊂复合催化剂F e3O4/N i C o2S4中的硫物种会促进铁㊁铜和钴的氧化还原循环,铁㊁铜和钴之间的协同作用进一步增强活化P M S的效能㊂本实验制备了F e3O4/C u C o2S4复合催化剂,以R h B为污染物模型,探究其活化P M S降解有机物的性能㊂1实验1.1试剂与仪器试剂:氯化铁㊁硝酸铜㊁硝酸钴㊁乙酸钠㊁硫脲㊁乙二胺㊁乙醇㊁乙二醇㊁甲醇㊁叔丁醇㊁对苯醌㊁糠醇和罗丹明B,天津科密欧化学试剂有限公司;过硫酸一氢钾(P M S),阿拉丁试剂(上海)有限公司;聚乙二醇,中国国药集团化学试剂有限公司㊂仪器:J S M-7800F热场发射扫描电镜系统,日本岛津有限公司;X R D-6100X射线衍射仪,日本岛津有限公司;S p e c t r u mt w o傅里叶变换红外光谱仪,铂金埃尔默仪器有限公司;U V-2800S紫外可见分光光度计,上海舜宇恒平科学仪器有限公司㊂1.2F e3O4/C u C o2S4的制备根据文献[6]方法合成F e3O4纳米颗粒㊂将0.24g C u(N O3)2㊃3H2O㊁0.58g C o(N O3)2㊃6H2O㊁0.62g硫脲和2m L乙二胺溶解在30m L超纯水中,再把F e3O4分散到溶液中㊂将悬浮液超声均匀,置入高压釜中200ħ反应24h㊂收集产物,用去离子水和无水乙醇冲洗4次㊂最后,将产物在60ħ干燥24h㊂制备不同摩尔比F e3O4㊁C u C o2S4 (1ʒ1,1ʒ2,1ʒ3,1ʒ4,1ʒ5)复合催化剂,分别命名为1.0-F e3O4/C u C o2S4㊁0.50-F e3O4/C u C o2S4㊁0.33-F e3O4/C u C o2S4㊁0.25-F e3O4/C u C o2S4和0.20-F e3O4/C u C o2S4㊂同样方法不加F e3O4合成纯C u C o2S4㊂1.3F e3O4/C u C o2S4的表征使用S E M㊁X R D㊁E D S等测试方法分析F e3O4/C u C o2S4的形貌㊁结构及元素组成㊂1.4F e3O4/C u C o2S4的催化降解实验在250m L的烧杯中,在恒定的搅拌速度下将催化剂和P M S加入100m L20m g/L的R h B 溶液中,每隔一定时间取样,经过滤后用紫外分光光度仪测定R h B浓度,研究催化剂用量㊁氧化剂用量㊁R h B溶液浓度㊁温度和溶液初始p H等因素对R h B降解效果的影响㊂反应结束后,用磁铁回收催化剂,去离子水冲洗3次,置于60ħ烘箱中干燥,重复实验4次,考察催化剂的重复利用性㊂2结果与讨论2.1X R D分析图1为不同摩尔比的F e3O4和C u C o2S4复合催化剂的X射线衍射图㊂在F e3O4/C u C o2S4复合催化剂中,所有峰与F e3O4或C u C o2S4的峰对应良好㊂在F e3O4/C u C o2S4复合催化剂中,C u C o2S4的衍射峰主要集中在26.63ʎ㊁31.36ʎ㊁38.01ʎ㊁50.09ʎ和54.84ʎ,与标准卡片(J C P D S N o.42-1450)相符㊂F e3O4衍射峰主要位于30.1ʎ㊁35.4ʎ㊁43.1ʎ㊁56.7ʎ和62.5ʎ,与标准卡片(J C P D SN o.79-0419)一致㊂这表明成功制备了F e3O4/C u C o2S4复合催化剂㊂图1 F e3O4/C u C o2S4的X R D图F i g.1 X R D p a t t e r n s o fF e3O4/C u C o2S42.2S E M和E D S分析如图2(a)和图2(b)所示,制备的F e3O4和24大连工业大学学报第43卷C u C o2S4为球形颗粒,与文献[5]和文献[7]的报道相符㊂图2(c)表明,F e3O4与C u C o2S4成功复合㊂ED S分析证实复合催化剂由F e㊁O㊁S㊁C o和C u元素组成,不含其他元素㊂(a)F e3O4(b)C u C o2S4(c)F e3O4/C u C o2S4图2 F e3O4㊁C u C o2S4和F e3O4/C u C o2S4的S E M图F i g.2 S E Mi m a g e s o fF e3O4,C u C o2S4a n dF e3O4/C u C o2S42.3F e3O4/C u C o2S4的催化活性图3所示,随着F e3O4㊁C u C o2S4的摩尔比由2ʒ1变化到1ʒ4,40m i n内的R h B降解率从60%增加到98.6%㊂当F e3O4㊁C u C o2S4摩尔比变化到1ʒ5,复合催化剂的催化活性略有下降㊂F e3O4/C u C o2S4复合催化剂中F e3O4和C u C o2S4之间存在协同效应[8],因此,最佳F e3O4㊁C u C o2S4摩尔比选择1ʒ4(表示为0.25-F e3O4/C u C o2S4)㊂图3 F e3O4㊁C u C o2S4不同摩尔比对R h B降解的影响F i g.3 T h e e f f e c t o f d i f f e r e n tm o l a r r a t i o s o fF e3O4a n dC u C o2S4o nR h Bd e g r a d a t i o nR h B在不同反应体系中的降解曲线如图4所示㊂对单独的F e3O4㊁C u C o2S4和0.25-F e3O4/C u C o2S4体系,R h B被去除率很低,为3.1%~5.2%,这表明它们对R h B基本没有吸附作用㊂在F e3O4/P M S体系中,在40m i n内仅观察到约15.1%的R h B降解㊂这是由于F e3O4的表面F e2+/F e3+循环较差,F e3O4对P M S表现出轻微的活化作用[9]㊂在C u C o2S4/P M S系统中,R h B的降解效率显著高于P M S或单独使用C u C o2S4时的降解效率㊂用C u C o2S4活化的P M S在40m i n内降解了85.7%R h B,而在0.25-F e3O4/C u C o2S4/P M S系统中,在40m i n期间观察到高达99.9%的R h B降解㊂F e3O4和C u C o2S4复合对P M S活化降解R h B表现出优异的协同作用㊂图4不同系统中R h B的降解F i g.4 D e g r a d a t i o no fR h B i nd i f f e r e n t s y s t e m s2.4影响R h B降解的因素2.4.1 F e3O4/C u C o2S4用量的影响图5显示在P M S浓度不变的条件下F e3O4/C u C o2S4用量对R h B降解的影响㊂当F e3O4/C u C o2S4投量升高时,R h B的降解率也增大㊂催化剂投量增加到125m g/L,40m i n内R h B降解率达到99.5%㊂进一步增加催化剂用量,R h B的降解率略有下降㊂这可能是催化剂增多导致自由基被催化剂本身捕获[10]㊂同时催化剂在高浓度下可能会发生聚集㊂因此催化剂适宜的投量确定为125m g/L㊂2.4.2 P M S用量的影响图6为不同P M S剂量下F e3O4/C u C o2S4/P M S系统中R h B的降解效果㊂当P M S用量从50m g/L增大到200m g/L时,R h B的去除率从53.7%提高到99.5%,进一步增大P M S用量,R h B的去除速率没有明显增大㊂因为过多的P M S会与产生的S O•-4和㊃O H发生反应,生成低活性自由基[11]㊂当P M S投量为200㊁250㊁34第1期陈晓晗等:F e3O4/C u C o2S4复合物活化过硫酸一氢盐对有机染料的去除作用图5 F e 3O 4/C u C o 2S 4用量对Rh B 降解的影响F i g .5 T h e e f f e c t o fF e 3O 4/C u C o 2S 4do s e o nR h B d e gr a d a t i on 图6 P M S 用量对R h B 降解的影响F i g .6 T h e e f f e c t o fP M Sd o s e o nR h Bd e gr a d a t i o n 300m g/L 时,反应40m i n 时R h B 的去除效率相似㊂因此,确定200m g /L 为P M S 的最佳投量㊂2.4.3 R h B 初始质量浓度的影响如图7所示,当R h B 初始质量浓度增加到40m g/L 时,降解效率降低75.3%㊂当催化剂和氧化剂浓度固定时会产生固定量的活性物质,此外,浓度大时过多的R h B 分子在催化剂表面上的竞争吸附也会降低催化剂和P M S 之间的接触概率,从而阻碍自由基的形成㊂因此,R h B 质量浓度增大,降解率下降㊂图7 R h B 初始质量浓度对降解的影响F i g.7 T h e e f f e c t o f i n i t i a lm a s s c o n c e n t r a t i o no fR h B o nd e gr a d a t i o n 2.4.4 溶液温度的影响如图8所示,随着温度从20ħ升高至40ħ,R h B 在10m i n 内的降解率从65%提高至100%,反应速率大大提高㊂这是因为加热会活化P M S 形成自由基,同时,在高温下染料分子更容易获得打破分子间作用力所需的更高能量,从而导致染料快速降解㊂图8 温度对R h B 降解的影响F i g .8 T h e e f f e c t o f t e m p e r a t u r e o nR h Bd e gr a d a t i o n 2.4.5 溶液初始p H 的影响溶液的初始p H 对自由基的产生和催化性能起着关键作用㊂如图9所示,当初始p H 从3增加到9时,R h B 的降解率从84.7%提高到100%㊂但p H 为11时,R h B 降解率降至34.62%㊂在F e 3O 4/C u C o 2S 4/P M S 体系中,中性或弱碱条件有利于P M S 的活化㊂强酸条件抑制P M S 生成自由基[12],强碱条件下,S O •-4会被转变为活性较低的㊃O H ㊂此外,在碱作用下P M S 转变成弱氧化性的S O 2-5,不能被F e 3O 4/C u C o 2S 4有效活化,影响自由基的生成㊂图9 溶液初始p H 对R h B 降解的影响F i g.9 T h e e f f e c t o f i n i t i a l p Ho f s o l u t i o no nR h B d e gr a d a t i o n 2.5 催化剂的重复利用性经过4次重复实验,R h B 的降解率分别为98%㊁96.5%㊁95.1%和94.2%㊂虽然与首次去除效果相比有所下降,但仍有较高的去除率,表明催化剂有较好的重复利用性㊂2.6 活性物质的鉴定如图10所示,T B A 与P M S 摩尔比为1000ʒ144大 连 工 业 大 学 学 报第43卷时,R h B 的降解率降至93.1%;乙醇与P M S 摩尔比为1000ʒ1时,R h B 的降解率降低至72.2%;对苯醌(p-B Q )为10m m o l /L 时,R h B 的降解基本不受影响;糠醇(F F A )为10m m o l /L 时,R h B 的降解率减小到28.1%㊂结果表明,㊃O H ㊁S O •-4和1O 2均参与了R h B 降解过程,它们是F e 3O 4/C u C o 2S 4激活PM S 产生的主要活性物质㊂图10 活性物质淬灭实验F i g .10 Q u e n c h i n g e x pe r i m e n t s of a c t i v e s u b s t a n c e 3 结 论制备了0.25-F e 3O 4/C u C o 2S 4复合材料,并将其用于活化P M S 以降解R h B ㊂利用S E M ㊁E D S ㊁X R D 对0.25-F e 3O 4/C u C o 2S 4复合材料的结构和表面形貌进行了表征㊂结果表明,室温条件下,催化剂投量为125m g/L ㊁P M S 用量为200m g /L 时,40m i n 内99.5%R h B (20m g /L )可以被去除㊂回收实验表明,催化剂经过4次重复使用,R h B 的去除率仍达到94.2%,表明F e 3O 4/C u C o 2S 4具有良好的可重复利用性㊂F e 3O 4/C u C o 2S 4具有高活性,易于回收,在控制水污染方面具有很大的潜力㊂参考文献:[1]L IYJ ,L I J ,P A N Y T ,e ta l .P e r o x ym o n o s u l f a t e a c t i v a t i o no nF e C o 2S 4m o d i f i e d g -C 3N 4(F e C o 2S 4-C N ):m e c h a n i s mo f s i n g l e t o x y ge ne v o l u t i o nf o rn o n r a d i c a l e f f i c i e n t d eg r a d a t i o no f s u l f a m e th o x a z o l e [J ].C h e mi -c a l E n g i n e e r i n g J o u r n a l ,2020,384:123361.[2]WA N GZ J ,N E N G Z I LC ,Z HA N GXY ,e t a l .N o -v e lN i C o 2S 4/C S m e m b r a n e sa se f f i c i e n t c a t a l y s t s f o r a c t i v a t i n gp e r s u l f a t e a n d i t sh i g ha c t i v i t y f o r d e g r a d a -t i o no f n i m e s u l i d e [J ].C h e m i c a l E n g i n e e r i n g J o u r n a l ,2020,381:122517.[3]N I E WS ,MA OQ H ,D I N GYB ,e t a l .H i g h l y ef f i -c i e n tc a t a l y s i s o fc h a l c o p yr i t e w i t h s u r f a c e b o n d e d f e r r o u ss p e c i e sf o ra c t i v a t i o n o f p e r o x y m o n o s u l f a t e t o w a r d d e g r a d a t i o n o f b i s p h e n o l A :a m e c h a n i s m s t u d y [J ].J o u r n a lo f H a z a r d o u s M a t e r i a l s 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3O 4@ZI F -67c o m p o s i t e s a s ah e t e r o g e n e -o u sF e n t o n -l i k ec a t a l y s t [J ].C h e m i c a lE n g i n e e r i n gJ o u r n a l ,2021,413:127539.[8]N I EG ,HU A N GJ ,HU YZ ,e t a l .H e t e r o ge n e o u s c a t a l y t i c a c t i v a t i o nof p e r o x y m o n o s u l f a t e f o re f f i c i e n t d eg r a d a t i o no fo r g a n i c p o l l u t a n t sb y m a g n e t i c C u 0/F e 3O 4su b m i c r o nc o m p o s i t e s [J ].C h i n e s eJ o u r n a lo f C a t a l ys i s ,2017,38(2):227-239.[9]L I J ,WA N YJ ,L IYJ ,e t a l .S u r f a c eF e (I I I )/F e(I I )c y c l e p r o m o t e dt h ed e g r a d a t i o no fa t r a z i n eb yp e r o x y m o n o s u l f a t ea c t i v a t i o ni nt h e p r e s e n c eo fh y -d r o x y l a m i n e [J ].A p p l i e d C a t a l y s i sB :E n v i r o n m e n -t a l ,2019,256:117782.[10]WA N G Q ,WA N G B B ,MA Y ,e ta l .E n h a n c e ds u pe r o x i d er a d i c a l p r o d u c t i o nf o ro f l o x a c i nr e m o v a l v i a p e r s u l f a t e a c t i v a t i o n w i t h C u -F e o x i d e [J ].C h e m i c a l E ng i n e e r i n g J o u r n a l ,2018,354:473-480.[11]MA D I H I -B I D G O L IS ,A S A D N E Z HA D S ,Y A G -H O O T -N E Z HA D A ,e ta l .A z u r o b i n ed e gr a d a t i o n u s i n g F e 2O 3@mu l t i -w a l l e dc a r b o nn a n o t u b ea c t i v a -t e d p e r o x y m o n o s u l f a t e (P M S )u n d e rU V A -L E Di r -r a d i a t i o n :p e r f o r m a n c e ,m e c h a n i s m a n d e n v i r o n -m e n t a la p pl i c a t i o n [J ].J o u r n a lo f E n v i r o n m e n t a l C h e m i c a l E n g i n e e r i n g ,2021,9(6):106660.[12]G HA N B A R IF ,MO R A D I M.A p pl i c a t i o no f p e r -o x y m o n o s u l f a t e a n d i t s a c t i v a t i o nm e t h o d s f o r d e gr a d a -t i o no fe n v i r o n m e n t a lo r g a n i c p o l l u t a n t s :r e v i e w [J ].C h e m i c a lE n g i n e e r i n g J o u r n a l ,2017,310(P a r t 1):41-62.(责任编辑:彭彩红)54第1期陈晓晗等:F e 3O 4/C u C o 2S 4复合物活化过硫酸一氢盐对有机染料的去除作用。
电极强化人工湿地处理污水脱氮的效果
第!"卷#第$期环境工程学报%&'(!"!)&($*"!+年$月,-./0102&34/5'&67/8.4&/90/:5'7/;./004./;<0=(*"!+电极强化人工湿地处理污水脱氮的效果何#媛#王宇晖!#宋新山"东华大学环境科学与工程学院!上海*"!+*"$摘#要#将电极与人工湿地耦合!创新性地构建了复合电极人工湿地高效反硝化脱氮装置!提高对污水中总氮和,D M 的去除效果&为了确定复合电极人工湿地比普通人工湿地脱氮效果更优!研究了碳氮比%进水总氮浓度%水力停留时间%电流强度等因素对复合电极人工湿地和人工湿地脱氮效果的影响&研究结果表明)在室温*"d *?b !=Cf JF ?条件下!引入电极的人工湿地有更好的去除效果!较普通人工湿地总氮脱除效率可高出?FI!K &并且确定了复合电极人工湿地的最佳运行条件为碳氮比f "F J?!水力停留时间f I@-!进水总氮浓度f J?9;'G H !!电流强度f !"9O &在此条件下!总氮去除率可达?>F >IK &关键词#电极生物膜#人工湿地#低碳氮比#高效脱氮中图分类号P J">#文献标识码O #文章编号!+J>B $!"@"*"!+$"$B I@+JB "+#(')!"(!*">"Q R (S R 00(*"!?"I""J\-;.0>-.02,04+.2+5+8-.+346:834;.2"8.>0.9-4,;>+.P0908.23,0+4.04;+5+8-.+34C 7T 35/#VO )ZT 3-3.!#<D )ZP ./1-5/"<S -&&'&67/8.4&/90/:5'<S .0/S 05/[7/;./004./;!M &/;-35W /.8041.:U !<-5/;-5.*"!+*"!,-./5$?6;.2-8.#7'0S :4&[0B `.&6.'9Y 51S &3='0[.//&85:.80'U Y .:-S &/1:43S :0[Y 0:'5/[1",V1$./:-.10_=04.90/::&./S 40510:-0409&85'066.S .0/S U &6N )5/[,D M (a &4:-.1=34=&10!5-.;-'U0660S :.80[0/.:4.6.S 5:.&/405S :&40B'0S :4&[0B S &/1:43S :0[Y 0:'5/[1"7B ,V1$Y 040./1:5''0[(N -00660S :1&6:-0,Q )45:.&!./6'30/::&:5'/.:4&;0/'&5[!C k N !5/[0'0S :4.S S 3440/:./:0/1.:U &/:-0[0/.:4.6.S 5:.&/45:0Y 040S &9=540[`0:Y 00/:-07B ,V15/[,V1:&.9B =4&80:-0[0:049./5:.&/&6:-0409&85'066.S .0/S U &67B ,V1(N -04013':1./[.S 5:0[:-5:7B ,V1-58013=04.&440B 9&85'066.S .0/S U 5:5.4:09=045:3401&6*":&*?b 5/[=C &6JF ?!Y .:-:-0N )409&85'066.S .0/S U `0./;?F I!K -.;-04:-5/,V1(N -0&=:.95',Q )45:.&!C k N !./6'30/::&:5'/.:4&;0/'&5[!5/[:-00'0S :4.S S 3440/:./:0/1.:U Y 040"F J?!I@-!J?9;'G H !!5/[!"9O !401=0S :.80'U (X /5[[.:.&/!:-0N )409&85'066.S .0/S U 405S -0[?>F >IK(@0:>32,;#0'0S :4&[0B `.&6.'9#S &/1:43S :0[Y 0:'5/[1#'&Y,Q )45:.&#-.;-0660S :.80[0/.:4.6.S 5:.&/基金项目 国家自然科学基金青年科学基金"?!>"$"?>$收稿日期 *"!?H "I H "!#修订日期 *"!?H "+H "+作者简介 何媛"!$$!($!女!硕士研究生!研究方向)污水生态处理&7B 95.')!*J@$!@@*+c^^(S &9!通讯联系人!7B 95.')U -Y 5/;c[-3(0[3(S /##人工湿地技术自*"世纪J"年代开始逐渐发展起来!长达几十年的研究中被证实能够处理多种含氮污水!尤其是对氨氮污水具有很好的处理效果&该技术主要利用系统中硝化菌硝化作用和异养反硝化菌反硝化作用进行脱氮!具有效率高%费用低%适用面广以及对负荷变化适应力强等优点*!+&但是!低,Q )进水会造成人工湿地后段基质异养反硝化过程受阻!影响出水脱氮效果&因此!常通过投加额外碳源来改善反硝化脱氮效果!但是过量外加碳源会造成出水二次污染!过少则脱氮效果不佳&因此!很难掌握外加碳源的投加量!同时外加碳源的添加也会增加处理成本&我国南方城市污水,D M 较低!碳源普遍不足!使得南方污水多为低,Q )污水**+&目前!低,Q )污水的脱氮工艺主要有生物法工艺%物化工艺和物化生物组合工艺*>+!然而这些工艺往往存在技术不成熟%效率低%启动周期长%条件严苛%二次污染以及投资成本高等缺陷&针对这些问题!高效安全的电环境工程学报第!"卷极生物膜法脱颖而出&电极生物膜法是电化学法与生物反硝化作用相结合产生的脱氮方法&该法以系统内阴极电解水产生的氢!作为阴极上挂膜驯化的自养反硝化菌的供电体#以碳为阳极材料!在电化学反应中产生二氧化碳为自养菌提供无机碳源!从而进行自养反硝化作用脱氮*I+!且不需消耗有机碳源&因此!该法高效处理低,Q)污水的同时兼顾了经济安全的优点&自!$$*年0)5:3401首次报道了电极生物膜法*?+后!电极生物膜法得到了大量研究&在国外!有研究将电极生物膜反应器制作成筒型!并发现氮气量随电流强度的增加而增加!证明了电流可促进和控制反硝化过程以及得出电流强度超过限值!会发生氢抑制现象!降低硝酸盐氮的去除效率*++&之后有研究者使用多个电极生物膜研究了不同,Q)比条件下的硝酸盐的去除!结果表明在,Q)比偏高的情况下!自养反硝化反应仍可进行&且适当的有机物浓度有助于提高反应器的脱氮速率*J+&在国内!有研究得出!当电流密度&q"F!I9O'S9H*时!电流增加反硝化速率增加*@+&还有研究对比了电极生物膜法和单纯生物膜法对微污染源水进行脱氮预处理!结果表明!在相同条件下!前者有相对更高的反硝化效率!并能很好控制水中亚硝酸盐的生成*$+&近几年有利用电极生物膜法进行地下水硝酸盐氮处理的研究!该实验中最佳的,Q)f!#磷酸盐不足对硝态氮影响不明显但是对亚硝态氮积累有明显影响*!"+&电极生物膜法虽然具有很多优点!但是主要对硝酸盐氮污染的水体有较高的处理效率!对于氨氮污水的处理效果较差!且异养反硝化菌与自养反硝化菌利用不同碳源进行生物化学合成的能力不同!自养反硝化菌的生物合成速度显著低于异养反硝化菌的!前者较后者也更难生长*>+!因此!*种反硝化菌协同脱氮会得到更好的效果*!!+&综合以上情况!考虑*种方法各自优势!将电极生物膜法与人工湿地结合!一方面!利用人工湿地中硝化菌在好氧条件下!以二氧化碳%碳酸盐和碳酸氢盐为碳源!将氨氮氧化为硝态氮的同时合成新细胞并获得能量!从而达到对氨氮的去除!另一方面!形成自养B异养联合反硝化体系!在厌氧条件下!利用自养反硝化菌和异养反硝化菌共同作用!高效反硝化去除硝态氮&通过以上*个过程!达到高效对总氮去除的目的!提高对低,Q)污水处理的效果!并探究在一些不同因素情况下!复合电极人工湿地达到更高去除效果的最佳脱氮工艺条件!以及在该条件下的脱氮效果&AB材料与方法AC AB实验装置构建构建长o宽o高分别为?$S9o I?S9o I"S9的人工湿地小试装置两组!内部均填充粒径为!d* S9石英石!填充高度均为>*S9!有效体积分别为I"G和I+G!孔隙度分别为"F IJ和"F?I!均采用上部进水%下部出水方式!在箱体侧面底部设置一个出水口!出水口内连一段包有网纱均匀布孔的L%,管!两组装置均放置于室内!控制环境温度在*"d *?b&同时!利用活性炭纤维毡制成复合电极的人工湿地的电极系统的阴极!取不锈钢细棒穿过阴极电极柱!将电极柱安置于加有上下盖密封的多孔L%,管中!管直径为!"F I S9!管壁均匀钻孔若干!便于水流通过&阴极之间横向间隔!$F+S9!纵向间隔J S9!其间的基质中填埋长>"S9的光谱纯石墨碳棒为阳极&阴极%阳极均以导线与可调直流供电电源"O L<>""><.$连接&通过调节电源电压!控制电源电流输出&AC#B实验植物及配水人工湿地装置栽种植物为美人蕉!选取长势均匀的植株进行移栽&每个装置栽种>株!每隔!+S9一株!待植物稳定生长!月后开始实验&实验用水采用人工配制的模拟污水!以葡萄糖%硝酸钠和氯化铵以及微生物所需的其他矿质元素和微量元素与自来水进行调配!,Q)和进水总氮浓度"以)计!下同$通过调节葡萄糖%硝酸钠以及氯化铵的投加量实现!具体投加量根据不同的实验阶段和不同的实验条件而异&每个装置中水位没过基质少许!进水水质完全相同&AC DB实验装置的运行!F>F!#挂膜驯化人工湿地基质和生物膜电极挂膜污泥取自松江污水处理厂二沉池回流活性污泥&将!"G活性污泥与模拟污水",Q)f>!硝态氮浓度f>"9;'G H!!氨氮浓度f!?9;'G H!!=C为JF?$!利用恒流泵通入复合电极人工湿地中!挂膜期间生物膜电极不施加电流!环境温度保持室温"*"d*?b$!每天以上@+@I第$期何#媛等)电极强化人工湿地处理污水脱氮的效果述模拟污水更换装置中的水!培养!"[后!施加电流!在?d*"9O电流强度范围内!逐渐增大电流!并同时逐渐减低,Q)!当硝酸盐氮的去除率稳定后!挂膜驯化完成&!F>F*#正式运行阶段待挂膜驯化结束后!普通人工湿地",V1$与复合电极人工湿地"7B,V1$开始进入正式运行阶段&在室温条件下"*"d*?b$!通过单因素实验!探究碳氮比",Q)$%进水总氮浓度%水力停留时间"C k N$%电流强度"4$等因素对复合电极人工湿地中总氮"N)$以及,D M的去除效果的影响!并在相同条件下!对比*种人工湿地的去除效果&AC IB测试指标 方法及统计分析方法每个装置分别从出水口取>份水样快速测定M D%D k L%=C指标!再以最大孔径为!?d*""9的滤纸过滤水样后进行其他指标的测试!测试项目及方法具体见表!&表AB测试指标及方法O-690ABO0;.+41+4,0*-4,<0.P3,测试项目测试方法,D M,D M快速测试仪!C O,C哈希N)Z E O>*"*系列气相分子吸收光谱法=CQ D k L Q M D C O,C C n I"[双路输入多参数数字化分析仪根据实验进水和出水的数据计算得出N)和,D M的去除率!作折线图或柱状图并利用<L<< !$F"软件对低,Q)污水脱氮效率的影响因素,Q)%进水总氮浓度%电流强度%水力停留时间和=C对实验结果以及复合电极人工湿地处理效率和单一人工湿地处理效率之间进行显著性分析&#B结果与讨论#C AB!R S对装置的脱氮效果的影响异养反硝化脱氮的过程中需要消耗一定量的有机物!此过程中硝态氮和,D M同时被去除&当系统,Q)较高时!系统中异养反硝化菌占优势!此时碳源充足!反硝化速率快!去除率较高*!*+!但是会造成有机物二次污染且浪费资源等*!>+#当,Q)较低时!反应器中自养菌逐渐占主导地位!异养菌较少!反硝化效果不佳&根据复合电极人工湿地和单一人工湿地N)去除率的分析结果可知!,Q)对脱氮效果有显著性影响"R q"F"?$!可见,Q)是一个很重要的影响因素!适宜的,Q)既能节约能耗%成本!还能够达到最佳的脱氮效果&在设定装置其他运行参数的前提下"=Cf JF?!电流强度f!?9O!C k Nf I@-!进水总氮浓度f$" 9;'G H!$!研究了,Q)对装置的脱氮效果的影响!设定,Q)梯度为"F?%"F J?%!%*&图!#不同,Q)条件下7B,V1和,V1的N)和,D M去除情况a.;F!#N)5/[,D M409&85'066.S.0/S U./[.66040/:,Q)&67B,V15/[,V1如图!所示!随,Q)增加7B,V1和,V1的N)和,D M的去除率均呈上升趋势!且7B,V1的去除率均明显高于,V1"R q"F"?$!说明加电会提高人工湿地的去污能力&虽然提高,Q)会使得两种指标的去除率增加!但同时也会增加碳源的投加量!从而提高成本&由本实验的结果可看出!在,Q)f"F J?时!对于7B,V1!N)的去除率可达I>F"@K!,D M的去除率为@JF>@K!此后增加,Q )去除率没有得到很高的提升!再提高,Q)到一定程度!甚至会使得7B,V1的N)去除率低于,V1!这可能由于碳源过量导致异养反硝化菌迅速大量繁殖!自养反硝化菌比例减少!导致自养反硝化作用减弱&所以!从经济等方面考虑!,Q)f "F J?为最佳&#C#B进水总氮浓度对装置的脱氮效果的影响对于一定条件的装置!对N)的去除存在一个极限值!超过该值则去除效果不佳!然而太低则浪费处理资源和运行费用*!I+&利用复合电极人工湿地N)去除率进行单因素方差"O)D%O$分析!说明进水总氮浓度对脱氮效果产生显著影响"R q"F"?$!因此!进水总氮浓度也是影响脱氮效果的很重要因素&为研究进水总氮浓度对7B,V1的脱氮效果的$+@I环境工程学报第!"卷影响!选定=C fJF ?!,Q )f"F J?!电流f!?9O !C k Nf I@-的条件!设置进水总氮浓度梯度分别为I?%+"%J?和$"9;'G H !&图*#不同进水总氮浓度条件下7B ,V1的N )和,D M 去除情况a .;F *#N )5/[,D M409&85'066.S .0/S U ./[.66040/:./6'30/::&:5'/.:4&;0/'&5[&67B ,V1由图*可知!,D M 的去除率随进水总氮浓度的增加变化不大!且都达到@?K 以上&这是由于在同一,Q )之下!,D M 的去除率基本一致*!?+&N )的去除率则随着进水总氮浓度的增加呈现下降的趋势!然而其去除量则逐渐增加&进水总氮浓度为J?9;'G H !时!去除量虽然略低于$"9;'G H !!但去除率却远高于$"9;'G H !&故综合以上分析7B ,V1的最佳进水总氮浓度为J?9;'G H !!当超过该浓度后!7B ,V1对N )的去除能力下降&#C DB 电流强度对装置的脱氮效果的影响电流强度的大小是生物电化学脱氮的重要控制因素之一&电流强度对脱氮效果存在显著的影响"R q "F "?$!所以电流强度对于脱氮效果是一个重要影响因素&电流一方面电解水产氢为自养反硝化菌提供供电体!另一方面刺激微生物的新陈代谢!提升生物体脱氮能力&根据<O i O i X l O k O 等*!++提出的>阶段理论!电流强度存在一个最佳范围!小于最佳范围时随电流强度增加反硝化效果增强!但是超过该范围后!反硝化效果反而随电流的增加而减弱&如果电流过大!一方面会抑制微生物的生长以及产生氢抑制现象*!J +!另一方面会使得碳材料的阳极产生过多二氧化碳从而使得体系偏酸!不利于微生物生长*!@+&此外!电流过大还会使得)D H>更容易向阳极移动!阴极附近)D H>浓度较低影响反硝化结果&本实验在=Cf JF ?!,Q )f "F J?!C k Nf I@-!进水总氮浓度fJ?9;'G H !的条件下!重点研究了不同电流强度对脱氮效果的影响!设置电流强度梯度为?%!"%!?和*"9O&图>#不同电流强度条件下7B ,V1的N )和,D M 去除情况a .;F >#N )5/[,D M409&85'066.S .0/S U ./[.66040/:0'0S :4.S S 3440/:./:0/1.:U &67B ,V1由图>可以看出!由于,D M 的去除主要依靠异养反硝化菌!而在同一,Q )之下!,D M 的去除基本一致!引入电流基本不会产生影响*!?+!故随着电流的增加!,D M 的去除率变化不大&而N )的去除率则是随着电流的升高!先升高后降低!在本实验中!4f !"9O 时!N )的去除率为?*F J*K !达到最大&当电流强度小于该值时!由于电极产氢不足!在较低的,Q )之下!电子供体整体不足!N )的去除率较低#而电流强度高于该值时!电流过大会对微生物的刺激过高导致部分微生物生长受抑制甚至电死*!I +!而且易导致生物膜上氢浓度过高!在产生氢抑制的同时还会使部分生物膜脱落!最终影响N )的去除效果&从以上分析可知!4f !"9O 是本实验的最佳电流强度&对于最佳电流强度的研究!不同的实验之间有不同的结果!部分研究表明当电流强度达到I"9O 以上时反硝化受到抑制*!"+&在电流强度为!I?9O 时!N )的去除效果最佳*!I +&但也有研究以高浓度硝酸盐低,Q)模拟污水为研究对象!最理想电流强度为!?9O *@+&最佳电流强度和具体的装置以及其它参数条件有关!所以在不同的实验条件中得到的最佳电流强度值结果相差较大&#C IB 水力停留时间对装置的脱氮效果的影响对于一定的反应容积和进水底物浓度!虽然C k N 不会影响反硝化菌的生物活性!但是延长"J @I第$期何#媛等)电极强化人工湿地处理污水脱氮的效果C k N !会提高脱氮的效率!即脱氮效果随停留时间的增加而增加!但是当Ck N 较大时!反硝化速率变低!反硝化缓慢!去除率增加不明显!故过大的C k N 会增加运行成本&然而C k N 过小!去除速率虽然加快!但由于C k N 过短!脱氮效率反而低&又由不同C kN 的N )去除率可知C k N 对脱氮效果有显著性影响"R q "F"?$!所以选择适当的C k N 对保证脱氮的效果的同时保证经济效益十分重要&本实验选定条件为=Cf JF ?!,Q )f "F J?!电流强度f !"9O !进水总氮浓度f J?9;'G H !!考察C k N 对两装置脱氮效果的影响!选取C k N 梯度为!*%*I %>+%I@%+"和J*-&图I#不同C k N 条件下7B ,V1和,V1N )和,D M 去除情况a .;F I#N )5/[,D M409&85'066.S .0/S U ./[.66040/:C k N&67B ,V15/[,V1从图I 可知!随C k N 的增加两装置的,D M 和N )去除率也提高!且7B ,V1的去除率均显著高于,V1"R q "F "?$!该结果说明加电会在一定程度上加强,V1的脱氮等的能力&当C k Nq I@-时!7B ,V1和,V1的N )去除率随C k N 的增加迅速升高!这是由于此时污水中的碳源相对充足!异氧反硝化作用比较强&随着Ck N 的增加!碳源逐渐减少!自养反硝化作用逐渐明显!使得7B ,V1和,V1的N )去除率的差异逐渐增大&当C k N g I@-后!,V1的N )去除率已基本不变!而7B ,V1的N )去除率仍缓慢升高&因此!综合去除效率和经济效益等角度考虑!确定I@-为最佳Ck N &DB 结B 论电极强化人工湿地处理模拟生活污水中!对单一人工湿地加电能够强化其脱氮等能力&考虑去除效果和经济因素等!在室温"*"d*?b $和进水=C 为JF ?的条件下!实验确定电极强化人工湿地的最佳运行参数为进水,Q )为"F J?!进水总氮浓度为J?9;'G H !!水力停留时间为I@-!电流强度为!"9O &在此条件下!电极强化人工湿地的N )的去除率可达?>F>IK !,D M 的去除率为$>F $IK !从以上结果可以看出用电极强化人工湿地脱氮具有可行性!在经济生态!不产生二次污染的条件下提高了人工湿地对低,Q )污水的脱氮效果&参考文献*!+张玲!崔理华(人工湿地脱氮现状与研究进展(中国农学通报!#EA#!*@"?$)*+@B*J*m C O )ZG ./;!,W X G .-35(N -0[0/.:4.6.S 5:.&/1:5:315/[.:1401054S -=4&;4011&6S &/1:43S :.&/Y 0:'5/[(,-./010O ;4.S 3'B :345'<S .0/S 0l 3''0:./!#EA#!*@"?$)*+@B *J*"./,-./010$**+王允妹!陈明(<lk 法处理低,Q )污水的工程应用)以某基地污水处理站改造工程为例(环境保护与循环经济!#EAI !>I ">$)IJB I$VO )Z T 3/90.!,C 7)E ./;(<l k 7/;./004./;5=='.S 5B :.&/&6'&Y ,Q )Y 51:0Y 5:04:405:90/:)7_59='0&6S 04:5./`51010Y 5;0:405:90/:='5/:40/&85:.&/=4&R 0S :(7/8.4&/B 90/:5'L 4&:0S :.&/5/[,.4S 3'547S &/&9U !#EAI !>I ">$)IJB I$"./,-./010$*>+杨群(低,Q )比污水7E l k 脱氮工艺研究(武汉)华中科技大学博士学位论文!#EAAT O )Zn 3/(k 01054S -&/7E l k=4&S 0116&4[0/.:4.;0/5:.&/&6:-0Y 51:0Y 5:04&6'&Y,Q )45:.&(V3-5/)M &S :&4M .1104B :5:.&/&6C 35]-&/;W /.8041.:U&6<S .0/S 05/[N 0S -/&'&;U !#EAA "./,-./010$*I +赵国智(电极生物膜反硝化去除地下水中硝酸盐氮的实验研究(杭州)浙江大学博士学位论文!#EAA m C O D Z 3&]-.(k 01054S -&/:-0409&85'&6/.:45:064&9;4&3/[Y 5:04`U`.&'&;.S 5'0'0S :4&[0[0/.:4.6.S 5:.&/(C 5/;B ]-&3)M &S :&4M .1104:5:.&/&6m -0R .5/;W /.8041.:U !#EAA "./,-./010$*?+E 7G G D k k (l (!k D ))7)l 7k Z 2(!,O E L l 7G G V(C (!0:5'(k 0[3S :.&/&6/.:45:05/[/.:4.:0./Y 5:04`U.9B 9&`.'.]0[0/]U 901()5:340!AHH#!>??"+>+*$)J!JB J!$*++a GD k O 2(k (%(!<W X M O )E (N (!X <G O E <(!0:5'()3904.S 5'9&[0'./;&65`.&6.'9B 0'0S :4&[0405S :&4310[6&40/-5/S 0[[0/.:4.6.S 5:.&/(V5:04<S .0/S 05/[N 0S -/&'&;U !AHHI !*$"!"Q !!$)?!JB ?*I*J +i W k D M O E (!VO N O )O l 7N (!W E 7M W T (<.93':5/0B!J @I环境工程学报第!"卷&31&_.[5:.&/5/[40[3S:.&/:405:90/:1&6=&''3:0[Y5:04`U 5`.&B0'0S:4&405S:&4(V5:04<S.0/S05/[N0S-/&'&;U!AHHV!>I"$$)!"!B!"@*@+曲久辉!范彬!刘锁祥!等(电解产氢自养反硝化去除地下水中硝酸盐氮的研究(环境科学!#EEA!**"+$) I$B?*n W2.3-3.!a O)l./!G X W<3&_.5/;!0:5'(O3:&:4&=-.S [0/.:4.6.S5:.&/&6;4&3/[Y5:04`U0'0S:4&S-09.S5'=4&S011( 7/8.4&/90/:5'<S.0/S0!#EEA!**"+$)I$B?*"./,-./010$ *$+邱凌峰(电极生物膜法反硝化作用初探(福建环境!AHHH!!+"+$)*!B*>n X WG./;60/;(k01054S-&/[0/.:4.6.S5:.&/./:405:90/:`U 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《2024年SBR工艺的应用现状与发展趋势探讨》范文
《SBR工艺的应用现状与发展趋势探讨》篇一一、引言随着环保意识的日益增强和污水处理需求的不断增长，污水处理技术日益受到重视。
SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式活性污泥法）工艺作为现代污水处理技术的一种，因其高效、灵活、低能耗等优点，得到了广泛应用。
本文将就SBR工艺的应用现状及其发展趋势进行探讨。
二、SBR工艺简介SBR工艺是一种按间歇方式运行的活性污泥污水处理技术。
它通过周期性的运行过程，包括进水、反应、沉淀、排水和闲置等阶段，实现对污水的处理。
该工艺能够适应不同的污水处理需求，处理效果好，污泥产量低，能很好地适应高浓度、难处理的工业废水处理。
三、SBR工艺的应用现状（一）应用领域SBR工艺在国内外广泛应用，主要应用于市政污水处理、工业废水处理和污水处理厂等领域。
特别是在一些小型或中型的污水处理项目中，SBR工艺因其灵活性高、运行成本低等优点而受到青睐。
（二）应用特点SBR工艺的应用特点主要表现在以下几个方面：一是处理效果好，能够达到较高的排放标准；二是运行灵活，可以根据实际需求调整运行参数；三是能耗低，降低了运行成本；四是设备简单，维护方便。
四、SBR工艺的发展趋势（一）技术创新随着科技的不断进步，SBR工艺的技术创新主要体现在以下几个方面：一是优化运行控制策略，提高处理效率；二是改进设备设计，降低能耗和成本；三是加强与其他技术的结合，如与物联网、大数据等技术的结合，实现智能化、自动化运行。
（二）智能化发展随着人工智能、物联网等技术的发展，SBR工艺的智能化发展已成为趋势。
通过引入智能化技术，可以实现SBR工艺的自动化控制、远程监控和数据分析等功能，进一步提高处理效率和降低运行成本。
（三）组合工艺发展为了提高处理效果和适应不同的污水处理需求，SBR工艺将更多地与其他工艺进行组合。
例如，与人工湿地、生态滤池等工艺进行组合，形成组合工艺系统，以实现更好的处理效果和资源回收利用。
《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》
《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》篇一一、引言随着工业和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为主要的环境问题之一。
生物脱氮技术作为水处理的重要手段，受到了广泛关注。
SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式反应器）工艺作为一种有效的生物脱氮技术，具有操作灵活、节能、对污染物去除效率高等优点。
然而，SBR工艺在生物脱氮过程中，常常需要外加碳源以提高脱氮效果。
因此，本文旨在研究SBR工艺生物脱氮及外加碳源的效果，为实际水处理工程提供理论依据。
二、SBR工艺生物脱氮原理及研究方法SBR工艺是一种间歇运行的生物反应器，通过周期性的进水、反应、沉淀和排水等步骤，实现污水的生物处理。
在生物脱氮过程中，主要通过氨化、硝化和反硝化等过程实现氮的去除。
其中，反硝化过程需要碳源作为电子受体，因此外加碳源可以提高反硝化速率，进而提高生物脱氮效果。
本研究采用SBR反应器，以实际污水为处理对象，通过改变外加碳源的种类和浓度，研究SBR工艺生物脱氮的效果。
同时，通过监测反应器内氨氮、硝态氮等指标的变化，分析SBR工艺的脱氮机制。
三、外加碳源对SBR工艺生物脱氮的影响1. 碳源种类的影响本研究分别采用乙酸钠、甲醇和葡萄糖作为外加碳源，比较了不同碳源对SBR工艺生物脱氮效果的影响。
实验结果表明，乙酸钠作为碳源时，SBR工艺的脱氮效果最好，其次是甲醇和葡萄糖。
这可能是因为乙酸钠作为小分子有机物，更易于被微生物利用。
2. 碳源浓度的影响在选定碳源种类后，本研究进一步探讨了碳源浓度对SBR工艺生物脱氮效果的影响。
实验结果表明，随着碳源浓度的增加，SBR工艺的脱氮效果先升高后降低。
这可能是因为适量的碳源可以促进反硝化过程，但过高的碳源浓度会导致污泥沉降性能变差，反而降低脱氮效果。
四、SBR工艺生物脱氮机制分析通过监测反应器内氨氮、硝态氮等指标的变化，我们发现SBR工艺的生物脱氮机制主要包括氨化、硝化和反硝化等过程。
微氧生化-生物接触氧化法对癸二酸废水的处理特性研究
第 44 卷第 4 期2024年 4 月Vol.44 No.4Apr.，2024工业水处理Industrial Water Treatment DOI ：10.19965/ki.iwt.2023-0288微氧生化-生物接触氧化法对癸二酸废水的处理特性研究徐军1，2，3，史新星1，2，3，王开春1，2，3，李坤1，2，3，刘冠1，2，3，董自斌1，2，3，曲昂1，2，3（1.中蓝连海设计研究院有限公司，江苏连云港 222004； 2.江苏省环保微生物菌剂工程技术研究中心，江苏连云港 222004； 3.江苏省环境保护高氨氮与高盐废水生化处理工程技术中心，江苏连云港 222004）[ 摘要 ] 癸二酸废水属于典型难降解工业废水，废水处理难度大，且富含的高硫酸盐极易被还原为硫化氢释放，导致环境污染。
采用微氧生化-生物接触氧化工艺处理癸二酸废水，考察其对难降解工业废水的处理特性。
结果表明，当进水负荷逐渐趋于稳定，在进水COD 4 500~5 500 mg/L 、挥发酚150~200 mg/L 的情况下，经微氧生化-生物接触氧化工艺处理后，出水COD<400 mg/L ，挥发酚<0.5 mg/L 。
系统中出水硫化物质量浓度均低于0.2 mg/L ，表明系统内不易产生H 2S 。
在微氧段构建及启动阶段，伴随着DO 升高，出水浊度不断降低；当整体工艺连续稳定运行时，系统除浊率保持在70%~90%之间，表明整体工艺对降低出水浊度有很好的效果。
系统中MLSS 6 000~8 000 mg/L ，SVI 100~150 mL/g ，表明系统中污泥沉降性较好。
系统运行稳定性评价表明系统具有较强的抗负荷冲击能力和耐盐度变化能力，可广泛应用于难降解工业废水的治理中。
［关键词］ 癸二酸废水；微氧生化；生物接触氧化；硫化物；抗负荷冲击；耐盐度变化［中图分类号］ X703.1 ［文献标识码］A ［文章编号］ 1005-829X （2024）04-0147-08Study on the treatment characteristics of sebacic acid wastewater bymicro -oxygen biochemical and biological contact oxidationXU Jun 1,2,3, SHI Xinxing 1,2,3, WANG Kaichun 1,2,3, LI Kun 1,2,3, LIU Guan 1,2,3, DONG Zibin 1,2,3, QU Ang 1,2,3(1.China Bluestar Lehigh Engineering Corporation Co.， L td.， L ianyungang 222004, China ; 2.Jiangsu EngineeringResearch Center of Environmental Protection Microbial Agents , Lianyungang 222004, China ; 3.Jiangsu Provincial Environmental Protection Engineering Center for Biochemical Treatment of High AmmoniaNitrogen and High Salt Wastewater , Lianyungang 222004, China )Abstract ： Sebacic acid wastewater is a typical industrial wastewater that is difficult to degrade, and the high sulfate rich in sebacic acid water is easy to be reduced to hydrogen sulfide release, leading to environmental pollution. The micro -oxygen biochemical coupling biological contact oxidation process was applied to treat sebacic acid wastewa⁃ter, and the treatment characteristics of refractory industrial wastewater was investigated. The results showed that when the influent load gradually tended to be stable with COD of 4 500-5 500 mg/L and volatile phenol of 150-200 mg/L, the effluent COD was less than 400 mg/L and the volatile phenol was less than 0.5 mg/L after treating by micro -oxygen biochemical and biological contact oxidation process. The mass concentration of sulfide in effluent was lower than 0.2 mg/L, indicating that H 2S was not easily produced in micro -oxygen biochemical and biologicalcontact oxidation process. During the construction and start -up stage of the micro -oxygen section, the turbidity of the effluent decreased with the increase of DO concentration. The turbidity removal rate of the system was maintainedbetween 70% and 90% when the overall process ran continuously and stably, indicating that the overall process［基金项目］ 连云港市成果转化揭榜挂帅项目（CA202209）开放科学（资源服务）标识码（OSID ）：试验研究工业水处理 2024-04，44（4）played an important role in reducing the turbidity of the effluent. MLSS of 6 000-8 000 mg/L and SVI of 100-150 mL/g in the system indicated that sludge settling ability was good. The stability evaluation of the system showed that the system had strong ability to withstand load shock and salinity change, it could be widely used in the treatment of refractory industrial wastewater.Key words ： sebacic acid wastewater; micro -oxygen biochemistry; biological contact oxidation; sulfide; load impact resistance; resistance to salinity change癸二酸是一种重要的化工原料，被广泛用于生产工程塑料、耐高温润滑油和耐寒增塑剂等化工产业中〔1〕。
SRIS对垃圾渗滤液中氨氮去除效能及微生态分析
ｌｅａｃｈａｔｅꎬ ｕｓｉｎｇ ａｇｅｄ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ａｓ ｍｏｄｅｌꎬ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ａｎｄ ｔｈｅ ｍａｘｉｍｕｍ ｐｒｏｃｅｓｓｉｎｇ ｌｏａｄ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｔｈｅ
ｍｏｄｉｆｉｅｄ ｓｏｉｌ ｒａｐｉｄ ｉｎｆｉｌｔｒａｔｉｏｎ ｓｙｓｔｅｍ ( ＳＲＩＳ) ｗｅｒｅ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ. Ｍｅａｎｗｈｉｌｅꎬ ｔｈｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｄｅｐｔｈｓ ｏｆ
ｔｈｅ ｈｙｄｒａｕｌｉｃ ｌｏａｄ ｗａｓ ０ １１ ｍ３ ∕( ｍ２ｄ) ꎬ ａｎｄ ｔｈｅ ｉｎｆｌｏｗ ｆｒｅｑｕｅｎｃｙ ｗａｓ ｏｎｃｅ ａ ｄａｙꎬ ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｔｈｅ
ｅｆｆｌｕｅｎｔ ｗａｓ ａｂｏｕｔ ３ ｍｇ∕Ｌ ａｎｄ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ｒｅｍｏｖａｌ ｒａｔｅ ｗａｓ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ ９７ ５％ ａｆｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｗｉｔｈ ｐｒｉｍａｒｙ ａｎｄ ｓｅｃｏｎｄａｒｙ ｐｅｒｃｏｌａｔｉｏｎ
ｔｈｅ ｓｙｓｔｅｍ ｗａｓ ｍｏｎｉｔｏｒｅｄ. Ｉｎ ａｄｄｉｔｉｏｎꎬ ｔｈｅ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｙｓｔｅｍ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｔｈｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｗｅｒｅ ａｎａｌｙｚｅｄ ｂｙ
ｈｉｇｈ￣ｔｈｒｏｕｇｈｐｕｔ ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ. Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｉｎｆｌｕｅｎｔ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｗａｓ ａｂｏｕｔ １２５ ｍｇ∕Ｌꎬ
污水的深度处理和回用_同步脱氮除磷技术_巴颠甫工艺
巴颠甫（Bardenpho）同步脱氮除磷工艺本工艺是以高率同步脱氮、除磷为目的而开发的一项技术，其工艺流程示之于图7-8-1。
本工艺各组成单元的功能如下：
（1）、原污水进入第一厌氧反应器，本单元的首要功能是脱氮，含硝化氮的污水通过内循环来自第一好氧反应器，本单元的第二功能是污泥释放磷，而含磷污泥是从沉淀池派出回流来的。
（2）、经第一厌氧反应器处理后的混合液进入第一好氧反应器，它的功能有三：首要功能是去除BOD，去除由原污水带入的有机污染物；其次是硝化，但由于BOD浓度还较高，因此，硝化程度较低，产生的NO3¯—N也较少；第三项功能则是聚磷菌对磷的吸收。
按除磷机理，只有在NOx¯得到有效的脱水后，才能取得良好的除磷效果，因此，在本单元内，磷吸收的效果不会太好。
（3）、混合液进入第二厌氧反应器，，本单元功能与第一厌氧反应器同，一时脱氮；二是释放磷，以前者为主。
（4）、第二好氧反应器，其首要的功能吸收磷，第二项功能是进一步硝化，再其次则是进一步去除BOD。
（5）、沉淀池，泥水分离是它的主要功能，上清夜作为处理水排放，含磷污泥的一部分作为回流污泥，回流到第一厌氧反应器，另一部分作为剩余污泥排出系统。
优点：从前述可以看出，无论哪一种反应，在系统中都反复进行二次获二次以上。
各反应单元都有其首要功能，并兼行其它项功能。
因此本工艺脱氮、除磷效果好，脱氮率达90%~95%，除磷率达97%。
缺点：工艺复杂，反映其单元多，运行繁杂，成本高是本工艺的主要缺点。
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第37卷第2期2016年2月环境科学ENVIＲONMENTAL SCIENCEVol．37，No．2Feb．，20163BEＲ-S 工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs 的可行性徐鹏程1，2，郝瑞霞1*，张娅1，王冬月1，钟丽燕1，徐浩丹1（1.北京工业大学建筑工程学院，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京100124； 2.北京市首都规划设计工程咨询开发公司，北京100045）摘要：为了考察三维电极生物膜硫自养耦合工艺（3BEＲ-S ）对再生水进行深度脱氮同步去除邻苯二甲酸酯（PAEs ）的可行性，基于3BEＲ-S 反应器内已挂膜活性炭填料静态吸附PAEs 能力测定和动态反硝化脱氮同步除PAEs 运行结果，分析了3BEＲ-S 反应器同步脱氮去除PAEs 的工艺特性和作用机制．结果表明，挂膜活性炭填料对邻苯二甲酸二丁酯（DBP ）、邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯（DEHP ）的平均吸附去除率分别为85.84%、97.12%，平衡吸附容量为0.1426mg ·g －1、0.162mg ·g －1，达到吸附饱和的时间分别为120min 、60min ；PAEs 对3BEＲ-S 反硝化系统脱氮效果影响不明显，加入PAEs 前后反应器出水TN 的浓度在1 2mg ·L －1之间，TN 的平均去除率达到了94%以上；3BEＲ-S 反硝化系统对PAEs 有较强的去除能力，出水中DBP 和DEHP 的浓度在0 6μg ·L －1范围内、去除率均在96%以上；3BEＲ-S 对PAEs 的去除是吸附、生物降解和电化学协同作用结果．模拟污水厂二级出水经过3BEＲ-S 工艺处理后，DBP 和DEHP 的浓度满足《城市污水再生利用地下水回灌水质标准》（GB /T 19772-2005）所规定的限值．关键词：再生水；深度反硝化脱氮；PAEs ；吸附作用；生物降解作用中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：0250-3301（2016）02-0662-06DOI ：10．13227/j．hjkx．2016．02．035收稿日期：2015-07-27；修订日期：2015-09-23基金项目：国家自然科学基金项目（51378028）作者简介：徐鹏程（1989 ），男，硕士研究生，主要研究方向为污水处理及资源化，E-mail ：xupengcheng@emails．bjut．edu．cn *通讯联系人，E-mail ：haoruixia@bjut．edu．cnFeasibility of 3BEＲ-S Process for the Deep Denitrification in Synch with the Ｒemoval of PAEs from Ｒeclaimed WaterXU Peng-cheng 1，2，HAO Ｒui-xia 1*，ZHANG Ya 1，WANG Dong-yue 1，ZHONG Li-yan 1，XU Hao-dan 1（1．Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Ｒecovery Engineering ，College of Architecture and Civil Engineering ，Beijing University of Technology ，Beijing 100124，China ；2．Beijing Capital Planning and Design Engineering Consulting Corporation ，Beijing 100045，China ）Abstract ：In order to investigate the feasibility of deep denitrification and simultaneous removing phthalate esters （PAEs ）in theprocess of reclaimed water treatment uses three-dimensional biofilm-electrode reactor coupled with sulfur autotrophic deep denitrificationtechnology （3BEＲ-S ），the technological characteristics and mechanisms were analyzed based on determining the static adsorptioncapacity of biofilm cultured active carbon fillers in 3BEＲ-S reactor together with the operation results of dynamic denitrification andsimultaneous PAEs removing．The results showed that the average adsorption rates of DBP ，DEHP were 85.84%and 97.12%in thebiofilm cultured active carbon fillers ，the equilibrium adsorption capacities were 0.1426mg ·g －1and 0.162mg·g －1and the time spans of reaching adsorption saturation were 120min and 60min ，respectively ；The existence of PAEs had no obvious effect on denitrification ，the reactor effluent concentration of TN was in range of 1-2mg ·L －1before and after the addition of PAEs ，and the average removal rate of TN reached above 94%；3BEＲ-S denitrification system showed significant ability in removing PAEs ，leading toeffluent concentrations of DBP and DEHP of no more than 6μg ·L －1with removal rates of above 96%；this was due to the synergistic effect of absorption ，biodegradation and electrochemistry．After treatment with 3BEＲ-S technology ，DBP and DEHP in simulativemunicipal secondary effluent met the regulated limitation of The Ｒeuse of Urban Ｒecycling Water Quality Standard for Groundwater Ｒecharge （GB /T 19772-2005）．Key words ：reclaimed water ；deep denitrification ；PAEs ；absorption ；biodegradation水体中的邻苯二甲酸酯类（PAEs ）作为环境激素类物质具有极大的危害性［1，2］．目前污水处理厂尾水中DBP 和DEHP 的浓度在0 59.17μg·L －1范围［3 8］，虽然满足城镇污水厂的排放限值［9］（0.1mg ·L －1），但与《城市污水再生利用地下水回灌水质标准》［10］（DBP 3μg·L －1、DEHP 8μg ·L －1）还有一定差距；现行城镇污水厂排放标准中规定TN 的A标准为15mg ·L －1，受脱氮技术的限制，大部分污水处理厂尾水TN 超标，排入水体后可引起水体富营养化［11，12］．2期徐鹏程等：3BEＲ-S工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs的可行性目前对城镇污水厂尾水的深度处理主要集中在对氮、磷的去除，对作为选择性控制项目PAEs的去除研究关注较少，用反硝化工艺处理再生水实现同步脱氮去除邻苯二甲酸酯的研究还未见报道．孟成成等［13］研究了3BEＲ-S工艺在再生水深度脱氮方面的技术优势，但并未涉及到对PAEs的去除［14］；Liang等［15］探究了在静态条件下反硝化系统对邻苯二甲酸二甲酯（DMP）的去除，其侧重点仅仅是DMP 在静态反硝化系统中的降解过程及其对反硝化系统微生物种群多样性的影响．3BEＲ-S工艺是将三维电极生物膜工艺与硫自养反硝化技术相耦合，从结构上分析，其具有脱氮和去除PAEs的能力．系统内异养反硝化、硫自养反硝化和电化学氢自养反硝化在空间和时间上发挥协同促进作用；该工艺结合了多种处理PAEs的方法，首先填料中活性炭的比例较大，其对PAEs具有很强的吸附能力；其次生物法表现在反应器内的反硝化微生物种群的降解作用［16，17］，由附着在填料和阴、阳极表面的生物膜来完成；再次由电流产生羟基自由基可将难生物降解的邻苯二甲酸酯氧化成容易生物降解的物质［18］，然后通过微生物的作用最终分解成H2O和CO2．本文应用3BEＲ-S工艺对再生水进行深度脱氮同步去除PAEs研究，对比在动态连续运行条件下3BEＲ-S反应器的各项出水水质指标，考察3BEＲ-S 工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs的可行性，以期为再生水深度处理提供参考．1材料与方法1.1实验方法1.1.1灭活挂膜活性炭填料静态吸附实验3BEＲ-S反应器运行稳定后，从取样口取出一定量的已挂膜的活性炭填料，在高压灭菌锅（121ħ、0.15MPa）中进行灭活处理（灭活时间30min），以排除生物降解作用对物理吸附作用的干扰，分两组进行实验（每组有3个平行实验，实验结果取平均值），分别研究挂膜活性炭填料对DBP和DEHP的物理吸附作用．称取同等质量灭活活性炭填料，置于体积为1.5L的容器中，加入1L浓度为2.5 mg·L－1的DBP、DEHP水样后，置于30ħ、145 r·min－1恒温摇床中进行等温吸附实验，定时取水样进行分析直至吸附饱和．1.1.2反应器动态运行实验为了研究3BEＲ-S反应器在动态条件下深度脱氮同步去除邻苯二甲酸酯的可行性，分别研究了加入PAEs前后（即阶段一T1、阶段二T2）对脱氮效果的影响；并考察了3BEＲ-S对不同浓度PAEs的去除能力．连续监测出水中TN、PAEs、硫酸盐、pH 值和总有机碳（TOC）等指标．1.2实验材料1.2.1实验装置连续升流式反硝化生物滤柱反应器结构如图1．反应器内径25cm，高度1.4m，有效容积22L．以石墨棒作为阳极，置于反应器的正中央；以内夹聚丙烯晴活性炭纤维的双层泡沫镍作为阴极，沿反应器内壁布置．在反应器外壁包裹一层厚度为1.5 cm的保温棉，以维持反应器内部温度恒定．阴极和阳极之间装填体积比为8∶1的颗粒活性炭和硫磺颗粒的混合填料，其中活性炭颗粒的粒径为5 8mm，硫磺颗粒的粒径为3 5mm．反应器承托层高度为0.1m，填料高度为0.96m．1.直流电源；2.阳极（石墨棒）；3.阴极（泡沫镍）；4.填料（颗粒活性炭+硫磺颗粒）；5.取样口；6.承托层（石英砂）；7.布水板；8.出水口；9.反冲洗水管；10.蠕动泵；11.储水箱图1实验装置示意Fig．1Schematic layout of3BEＲ-S1.2.2实验用水动态实验中反应器的运行条件为I=300mA，HＲT=12h，T20 25ħ，pH7.0 7.5，采用DBP、DEHP、CH3COONa、KNO3和KH2PO4进行人工配水，模拟城市污水厂二级出水质，实验过程中进水NO－3-N、TOC、TP浓度保持不变，具体情况见表1．1.2.3检测方法检测方法如表2所示．366环境科学37卷表1实验阶段及其进水条件Table 1Experimental stage and influent conditions 阶段NO －3-N TOCTOC ʒTN ʒTPDBPDEHP阶段一T 1c 0（DBP ）=0μg ·L －1c 0（DEHP ）=0μg ·L －1T 2135mg ·L－145mg ·L－112.9ʒ10ʒ1c 1（DBP ）=100μg·L －1c 1（DEHP ）=50μg ·L －1阶段二T 22c 2（DBP ）=300μg ·L －1c 2（DEHP ）=100μg ·L －1T 23c 3（DBP ）=600μg ·L －1c 3（DEHP ）=200μg ·L －1表2水质检测项目及方法Table 2Water quality testing items and methods检测项目检测方法检测仪器DBP 、DEHP固相萃取-气相色谱-质谱法固相萃取柱（CNWBOND LC-C18SPE 500mg 3mL ）气相色谱-质谱仪（Agilent GC6890N-MSD5973）NH +4-N 、NO －3-N 、NO －2-N 和SO 2－4离子色谱法Metrohm 861离子色谱仪TOC 、TN 燃烧氧化法-非分散红外吸收法TOC /TN 分析仪（Jena multi N /C 3100）pH玻璃电极法上海三信PHS-3C pH 计气相色谱仪的检测条件为：载气流量1mL ·min －1；进样口温度280ħ；不分流进样，进样体积1μL ；升温程序为：起始温度50ħ保持0.75min ，20ħ·min －1升温至150ħ，然后以15ħ·min －1升温至260ħ保持3min ，最后以5ħ·min －1升温至280ħ．质谱的条件为：离子源温度230ħ；接口温度280ħ；电子轰击能量为70eV ；溶剂延迟时间为5min．DBP 的特征离子为149、205、225，DEHP 的特征离子是149、167、279［19］．采用固相萃取法对水样进行预处理：先依次用6mL 去离子水、6mL 甲醇对固相萃取柱（CNWBOND LC-C18SPE 500mg 3mL ）进行活化，然后用真空泵抽吸水样使其匀速通过小柱（速度控制在4 5mL ·min －1），抽干后先后用3mL 甲醇、3mL 二氯甲烷进行洗脱，最后对洗脱液进行氮吹处理，吹干后用甲醇定容至1mL．通过以上步骤仪器检测的DBP 和DEHP 的平均加标回收率为97.3%和90.5%．2结果与分析2.1灭活挂膜活性炭填料对DBP 和DEHP 的物理吸附作用3BEＲ-S 反应器填料中活性炭约占90%．有研究表明［20 22］，颗粒活性炭对邻苯二甲酸酯有极强的吸附作用，但活性炭颗粒表面附着生物膜后对邻苯二甲酸酯的吸附去除影响研究还未见相关报道．本实验结果如图2．图2灭活挂膜活性炭对DBP 、DEHP 的物理吸附Fig．2Physical adsorption of DEHP and DBP by inactivated biofilm activated carbon由图2可知，两种PAEs 在吸附开始阶段去除率上升较快，随着时间的推移，去除率增长变缓，最终达到吸附平衡状态．DBP 和DEHP 吸附饱和时间分别为120min 和60min ，吸附去除率分别为85.84%和97.12%，灭活活性炭填料对DBP 、DEHP的吸附容量分别为0.143mg ·g －1和0.162mg ·g －1，小于曾文慧等［23］研究的颗粒活性炭吸附容量（17.16 43.29mg ·g －1），这可能是由于生物膜的附着使得活性炭填料的比表面积和孔隙结构发生变化导致的．4662期徐鹏程等：3BEＲ-S工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs的可行性静态吸附实验结果表明：挂膜后的颗粒活性炭对DBP和DEHP有一定的吸附容量，达到吸附饱和所需的时间较短，由于工艺内活性炭体积占很大比重，在实际动态运行的前期吸附作用对PAEs的去除起到决定性作用，直至吸附达到饱和状态为止．2.23BEＲ-S深度脱氮同步去除PAEs的研究2.2.1PAEs对TN和NO－3-N的去除影响3BEＲ-S进水中加入PAEs前后TN、NO－3-N、TOC去除率及出水浓度对比情况如图3．运行条件：NO－3-N=35mg·L－1，CʒNʒP=12.9ʒ10ʒ1，I=300mA，HＲT=12h，pH7.0 7.5，T20 25ħ图3出水TN、NO－3-N、TOC浓度及去除率Fig．3Effluent concentrations and removal rates of TN，NO－3-N，and TOC由图3（a）可知，阶段一中3BEＲ-S反应器出水TN在2.0mg·L－1左右，TN的去除率在94%以上，NO－3-N去除率在99.0%以上；阶段二中出水TN稳定在1.5mg·L－1附近，TN去除率在94.0%98.0%之间，NO－3-N去除率在98.8% 99.8%之间．两个阶段中TN的去除负荷分别为66.2 g·（m·d）－1和67.6g·（m·d）－1，加入PAEs对系统脱氮效果影响不明显．TOC的去除率在一定程度上可以反映反硝化系统内异养反硝化脱氮作用的大小．从图3（b）看出，加入PAEs后，TOC平均去除率由75.4%下降至70%左右；随着进水中PAEs浓度增加，TOC平均去除率继续下降至57.8%．有研究表明［24］，PAEs对异养反硝化细菌有一定的抑制作用，导致其活性下降．由于3BEＲ-S系统集合了异养反硝化、硫自养反硝化和氢自养反硝化过程，在微生物生态、电子供体补偿和酸碱平衡等方面存在协同促进作用．系统内的硫自养反硝化作用和氢自养反硝化作用能够弥补PAEs对异养反硝化作用的抑制，使系统始终保持较高的脱氮效率．2.2.23BEＲ-S去除DBP、DEHP的能力3BEＲ-S对DBP和DEHP去除能力如图4．由图4可知，3BEＲ-S对DBP、DEHP均有较高的去除率；增加进水PAEs浓度，反应器出水DBP 和DEHP浓度产生一定的波动，但去除率仍然保持运行条件：c（NO－3-N）=35mg·L－1，CʒNʒP=12.9ʒ10ʒ1，I=300mA，HＲT=12h，pH7.0 7.5，T20 25ħ图4出水DBP、DEHP及其去除率Fig．4Effluent concentrations and removal rates of DEHP and DBP在95%以上．运行期间，出水DBP浓度在0 4μg·L－1之间，DBP的去除率在99.5% 100%之间；出水DEHP的浓度在0 6μg·L－1范围内，DEHP的去除率96%左右．上述数据表明，3BEＲ-S工艺对PAEs具有较高的去除能力．含有较高DBP和DEHP浓度的进水经过3BEＲ-S反应器处理后，出水DBP和DEHP的浓度完全符合相关再生水利用水质标准［10，25］（DBP3μg·L－1和DEHP8μg·L－1）的要求．如果仅考虑吸附作用，根据活性炭填料的吸附容量（DBP0.143mg·g－1、DEHP0.162mg·g－1）、566环境科学37卷反应器内活性炭填料干重（8.44kg ）、以及反应器进水PAEs 浓度，可以计算出反应器连续运行至53d 时活性炭填料已经达到吸附饱和状态．由图4的数据可知，反应器连续运行65d ，DBP 和DEHP 维持在较高去除率（99%和96%）以上，这说明3BEＲ-S 系统去除PAEs 是多种方法协同作用的结果：有活性炭填料的吸附作用、微生物降解作用和电场氧化作用；其中，吸附作用进行得很快，PAEs 首先被吸附富集在活性炭填料表面，然后被填料表面的生物膜利用，或被电场中产生的羟基自由基氧化［16 18］；填料吸附饱和后，生物降解作用占主导作用，由于DEHP 较DBP 结构复杂，DEHP 的生物降解能力较DBP 更弱，因此出水DEHP 在T 23时出现明显波动．综上所述，3BEＲ-S 系统内结合了多种反硝化脱氮、去除PAEs 的方法，由于这些方法在时间和空间上的协同作用，使得3BEＲ-S 反应器在深度脱氮的同时对DBP 和DEHP 能够保持较高的去除能力．2.2.33BEＲ-S 系统平衡pH 值能力pH 值是影响反硝化的速率和最终产物的一个重要环境因子．适宜的pH 值更有利于脱氮系统中的反硝化细菌的生长，有利于提高TN 和PAEs 的去除效率［15，26］．3BEＲ-S 反应器进出水pH 及SO 2－4对比情况如图5所示．图5进出水pH 、SO 2－4对比Fig．5Comparison of pH and SO 2－4between influent and effluent 由图5（a ）可知，在进水pH 在7.0 7.5时，无论是否加入PAEs ，3BEＲ-S 系统出水pH 值稳定在7.3 7.9之间．这是由于系统内硫自养反硝化过程产生的H +可以中和部分氢自养反硝化过程和异养反硝化过程产生的OH －．单质硫被硫自养反硝化细菌利用时有SO 2－4生成，因此，出水SO 2－4的积累量在一定程度上可以反映3BEＲ-S 反应器的硫自养反硝化过程．图5（b ）中两阶段进出水SO 2－4比较稳定，每升出水中SO 2－4平均积累量为38.47mg ，说明进水中添加PAEs 后对系统内硫自养反硝化作用影响较小，能够使系统pH 维持在有利于微生物生长的范围内，这对系统高效同步脱氮去除PAEs 起到关键作用．3结论（1）3BEＲ-S 系统对DBP 和DEHP 的去除率均在95%以上，出水DBP 和DEHP 浓度符合我国城市污水再生利用地下水回灌水质标准所规定的限值（DBP 3μg ·L －1、DEHP 8μg·L －1）．（2）3BEＲ-S 系统能够保持较高的脱氮效率，TN 平均去除率能达到了94%以上，出水TN 的浓度在1 2mg ·L －1之间．（3）3BEＲ-S 系统内结合了多种反硝化脱氮、去除PAEs 的方法，进水中加入不同浓度的PAEs 后，对系统脱氮效果影响不明显，出水TN 和PAEs 均符合再生水回用的要求，3BEＲ-S 工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs 具有可行性．参考文献：［1］van Wezel A P ，van Vlaardingen P ，Posthumus Ｒ，et al ．Environmental risk limits for two phthalates ，with special emphasis on endocrine disruptive properties ［J ］．Ecotoxicology and Environmental Safety ，2000，46（3）：305-321．［2］Fatoki O S ，Noma A．Solid phase extraction method for selectivedetermination of phthalate esters in the aquatic environment ［J ］．Water ，Air ，and Soil Pollution 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