废水中总氮处理方法

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废水中总氮处理方法范文第1篇

Abstract: Pretreatment of acrylic fiber wastewater by membrane method not only can remove some refractory pollutants, but also can improve the subsequent biochemical treatment effects. The three kinds of membrane of different aperture were applied to filter the two kinds of wastewater, which were wastewater from acrylic polymerization process （WAPP） and effluent of wastewater treatment plant （EWTP）. We investigated systematically many water indexes such as chemical oxygen demand（CODcr），biochemical oxygen demand（BOD5）, total nitrogen（TN）， suspended solids content etc. The results show COD values of two kinds of wastewater decline, BOD and B/C values increases, so biodegradability is improved, TOC removal efficiency of WAPP arrives at 70.1%. Dissolved solid （DS） is hard to remove by membrane in this experiment.

关键词：腈纶废水；膜；预处理

Key words: acrylic fiber wastewater；membrane；pretreatment

中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：1006-4311（2011）22-0316-02

0引言

难降解有机废水的处理已经成为当前水处理研究的难点之一，目前已知的难降解废水主要有电镀废水、印染废水、焦化废水、橡胶废水、含油废水、制革废水及腈纶废水等，其中腈纶废水的处理研究备受业界关注[1-3 ]。采用生化处理技术及其优化组合工艺是有前景的腈纶废水处理工艺之一[4-5]，但由于腈纶废水中含有油剂、甲基丙烯磺酸钠、聚丙烯腈等有机物，它们以胶体、悬浮物形式存在于水中，靠自然沉降难以去除，生物降解性能也较差，且胶体物质进入生化系统后，易包裹微生物，给传质带来困难，使微生物的活性降低，必须增设生化前处理或后处理工艺[6-7]。

膜技术以其节能高效、清洁环保的分离方式已成为解决资源、能源、环境、健康和传统技术改造等重大问题的共性支撑技术之一[8]。采用膜技术对腈纶废水进行预处理，不但可以去除水中部分难降解污染物，而且可为后续的生化处理效果的提高提供保障。

本文采用三种孔径的滤膜对两种出水段的腈纶废水进行了处理研究，系统考察了膜处理前后废水中CODcr、BOD5、TOC、氨氮及悬浮固体含量等指标的变化，相关研究可为膜/生化集成技术在腈纶废水处理中的应用提供技术依据。

1实验部分

1.1 废水水质废水取自于齐鲁石化分公司腈纶厂。腈纶生产工艺的排水主要有聚合废水和溶剂回收废水，而聚合废水水量大较大，占总排水的90%以上，成分复杂，含有原料、助剂、中间产物等物质。由于进水水质对处理效果影响较大，取水点的选取也成为关键问题。为了比较全面了解废水水质，本研究选取了三个取水点。一是腈纶废水与其他生活污水混合后，再经传统生物处理后的二沉池出水，其经济意义相对较低，但便于了解腈纶废水难以达标的原因；第二个取水点为腈纶生产的聚合工艺的排水，用膜过滤直接处理，其经济效益较高，可以较大地降低工厂内现有污水处理系统的工作负荷。第三个取水点为溶剂回收塔溶剂排水。腈纶聚合工段的排水（聚合废水）、溶剂回收塔排水、经污水处理场处理后的生化处理的排水的主要指标如表1所示。

目前我国执行的污水综合排放标准（GB8978-1996）中石化工业CODcr标准值修改的通知中，将干法腈纶废水的排放标准调整为一级排放标准CODcr为160mg/L，二级排放标准CODcr为250mg/L，三级排放标准CODcr为500mg/L。其排放标准的数值比石油化工排放标准（100、150、200mg/L）高出许多，可见腈纶废水的达标排放问题难度较大。由表1中的数据可知，目前腈纶废水经污水处理场处理后排水的CODcr指标高于二级排放标准。

聚合废水的水质指标较溶剂回收废水高出较多，且由于其水量大，因此是腈纶废水污染物的主要来源，也是本次实验的研究重点。聚合废水CODcr为1233.55mg/L，按废水中所含的固体物质来看，主要污染物为溶解性固体，即过滤时可通过0.45um孔径的物质。而经生化处理后的排水，主要污染物也主要是溶解性固体。

1.2 实验材料和仪器实验用分离膜，上海兴亚材料厂生产，材质为纤维素，孔径规格分别为0.45μm、0.22μm和0.15μm；实验用试剂均采用分析纯；pH211台式酸度计，厦门索迈电子科技有限公司；multi N/C 3000型TOC测定仪，德国耶拿分析仪器股份公司；WF2UV-2100型紫外可见分光光度计，江苏江分电分析仪器有限公司，外商独资上海合利仪器有限公司。

1.3 实验方法选取0.45μm，0.22μm和0.15μm三种孔径的膜，用蒸馏水进行清洗，采用真空抽滤装置对废水进行处理，测定过滤前后废水的各种指标以确定膜处理的效果。其中CODCr重铬酸盐法（GB11914-89）测定；BOD5采用稀释与接种法（GB7488-87）进行测定；TOC采用非色散红外线吸收法（GB13193-91）测定；总氮采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（GB11894-89）测定；总固体及悬浮固体含量采用重量法测定。

2实验结果与讨论

2.1 不同孔径的膜对三种腈纶废水的CODcr处理效果分别采用0.45μm、0.22μm和0.15μm三种孔径的膜对废水进行过滤，然后测定过滤后废水的CODCr值，测试结果及CODCr去除率如表2所示。由表2中可知，经不同孔径的膜过滤后，废水的CODCr值都有所降低，但不同废水的CODCr去除率相差较大。对于生化出水，膜过滤处理后CODCr值没有明显的下降。对于聚合废水，废水的CODCr值下降的较多，CODCr去除率最高为64.08%。可见过滤处理对于聚合废水更有效，对生化出水也有一定的效果。这可能是因为聚合废水含有较多的高分子聚合物，过滤法可将一部分分子截留下来；当这部分大分子聚合物进入污水处理场，经生化处理后，仍有部分大分子物质留在水中，当进行过滤时，仍可将其截留，因此有一定的处理效果。

2.2 膜处理前后三种腈纶废水的BOD5变化不同孔径膜对三种腈纶废水处理前后的BOD5值列于表3中。由表3可知，经膜过滤处理后生化出水的BOD5值均有所升高，经0.45μm的膜过滤后处理效果并不明显。0.22μm和0.15μm孔径的膜处理后BOD5有了显著的提高。可能的原因是过滤除掉了废水中对微生物有抑制作用的大分子物质，而这些有生物负作用的物质很可能是在生物降解过程中产生的。由表3的数据还可以看出，聚合废水经不同孔径的膜处理后BOD5值提高得并不多，原因有可能是因为聚合废水中所含的有机物大部分为丙烯腈聚合工艺中产生的高聚物，可以生物降解的有机物数量有限，当进行过滤后，虽然滤除了部分高聚物，但对于可生物降解的有机物的总量来说几乎无任何影响。而且从这一变化规律还可以得出，这些高分子物质不具生物毒性，但不利于生物降解。

另外，由所测得的滤液CODCr值和BOD5值计算出了废水的B/C值，计算结果如图1所示。

由图1可见，生化出水经0.22μm孔径的膜过滤处理后B/C值为0.64，废水的可生化性得到明显改善，适合用生物法处理。聚合废水经0.45μm孔径的膜过滤处理后B/C值为0.43，可生化性较好，采用0.15μm孔径的膜过滤处理后，废水的可生化性得到明显改善，B/C值为0.86，采用生物法处理可得到较理想的效果。当经0.15μm的膜过滤后的滤液，两种废水的BOD5与CODcr比值基本相同，说明当经一定孔径的膜过滤后，可以生化处理的这部分有机物占总有机物的比例是一定的。从B/C变化规律来看，若对腈纶聚合废水进行过滤预处理，然后进行生化处理，该方法具有一定的可行性。

2.3 不同孔径膜对三种腈纶废水的TOC处理效果膜处理前后水样中TOC测得的结果列于表4中。由表4中可见，生化出水经膜过滤处理后TOC的含量没明显变化，去除率均较低，经0.15μm孔径的膜过滤处理后去除率为28.3%。聚合废水用膜过滤处理TOC去除率较高，经0.15μm孔径的膜过滤处理后去除率高达70.1%。因此可以推断，聚合废水经膜过滤处理后，滤除掉的物质大部分为含碳物质，所以滤液TOC有较高的去除率。

2.4 不同孔径膜对三种腈纶废水的总氮处理效果对膜处理前后各水样中的总氮含量进行了测定，结果见表5所示。当膜孔径为0.15μm时，生化出水中总氮的最高去除率为31.71%，聚合废水中总氮的最高去除率为18.77%。采用膜过滤处理技术去除废水中的总氮时，生化出水的处理效果略优于聚合废水。但总体而言，单纯的采用膜过滤处理技术对去除废水中的总氮效果都不显著。

2.5不同孔径膜对三种腈纶废水的悬浮固体处理效果水样中总固体及悬浮固体的差值即为水样中溶解性固体的含量，将实验数据列入表6中。由表6可见，溶解固体去除率都在10%以下，膜过滤处理技术对去除水样中的溶解性固体效果有限。

3结论

选取腈纶废水中的聚合废水和经生化处理后的生化出水，采用三种孔径的滤膜对进行过滤处理。经膜处理后，两种废水的CODCr值均降低，TOC值均下降，BOD5值和B/C值均增加，B/C值最高可达0.8。废水污染物以溶解状态存在，仅通过膜过滤难以大幅度去除，但可去除小部分含碳物质（TOC）和可还原性物质（CODCr），可生化性明显提高，利用膜过滤对腈纶废水进行预处理有一定的可行性。

参考文献：

[1]李定邦，李峰，金艳.pH、温度、压强对超滤法预处理腈纶废水的影响研究[J].化学世界，2007增刊：212-217.

[2]段晓军，孙舒苗，杨双春.腈纶废水处理技术研究进展[J].辽宁化工，2008，37（10）：673-676.

[3]崔丽，刘金盾，李筱梅.超滤/反渗透及其组合工艺在废水处理中的应用进展[J].河南化工，2008，28（5）：1-4.

[4]杨崇臣，田智勇，宋永会等.膜生物反应器（MBR）处理干法腈纶废水[J].环境科学研究，2010，23（7）：912-917.

[5]郝旺春，刘恩华.膜法处理腈纶废水[J].水处理技术，2004，30（5）：297-299.

[6]蔡晓东，郑帼.腈纶废水处理的问题和研究现状[J].工业水处理，2006，26（3）:12-15.

废水中总氮处理方法范文第2篇

关键词：总氮；比色管；过硫酸钾；NaOH；消解时间；冷却时间

中图分类号：X131.2 文献标识码：A

1 引言

总氮是衡量水质的重要指标之一。如果大量的生活污水、农田排水或含氮的工业废水排入水体，会使水中有机氮和各种无机氮的含量增加，生物和微生物类大量繁殖，消耗水中溶解氧，使水体恶化。并且当湖泊、水库中含有比例失调的氮、磷类物质时，还会出现富营养化状态，造成浮游植物繁殖旺盛，甚至会出现水华现象。

总氮的测定方法一般是用过硫酸钾氧化水样中的有机、无机含氮化合物，使之转化为硝酸盐后，再以紫外法、偶氮比色法，以及离子色谱法或气相分子吸收法进行测定。

总氮的测定虽说简单，然而也很容易出现各种问题，现将在实际工作中可能遇到的几个需要注意的事项总结出来与各位同仁共同探讨。

2 注意事项

2.1 选用质量较好的比色管

由于总氮在用过硫酸钾氧化的过程中，需要使用高浓度的NaOH溶液来中和过硫酸钾释放出来的氢离子，使过硫酸钾分解完全：

K2S2O8+H2O2KHSO4+1/2O2

KHSO4K++HSO4-

HSO4-H++SO42-

可是NaOH也能与玻璃中的二氧化硅发生反应生成硅酸钠而粘住瓶口。这个过程又是在高温高压的环境中完成的，所以比色管的质量是首先需要考虑的问题。由于市场上同样的产品质量良莠不齐，因此把好进货关，不要使用质量差的产品，是做好实验的第一步。笔者曾使用过一批比色管，消解结束从高压锅里取出时，却无法打开瓶塞，有的比色管即使能打开，可时间长了，瓶塞也会被严重腐蚀，出现断裂、残缺等现象，这样的管子在消解时就会漏气，使结果出现较大的误差。

高一平等通过实验证明，旋塞比色管的密闭性要好于普通的具塞比色管。在做高含量氨氮的水样时，其良好的密闭性可以保证氨氮在消解时转变为硝酸盐的过程中产生的中间产物氨气没有损失。

2.2 合理放置碱性过硫酸钾溶液

环境保护部“HJ636-2012”中规定，配制碱性过硫酸钾时，“称取40.0g过硫酸钾溶于600mL水中；另称取15.0g氢氧化钠，溶于300mL水中。待氢氧化钠溶液温度冷却至室温后，混合两种溶液定容至1000mL，溶液存放在聚乙烯瓶中，可保存一周”。NaOH的作用是中和过硫酸钾分解时释放出来的氢离子，使这个分解反应过程可以持续地进行下去，因此如果将两种药品配制在一起，反而会加速过硫酸钾的变质，降低需要的氧化能力。笔者认为分别配制、分别贮存更好，做实验时再分别加入到比色管中，这样配制好的过硫酸钾溶液缺少了NaOH的“推波助澜”，这个分解反应就没有了继续进行下去的“动力”，也就更有利于过硫酸钾的保存。

2.3 选择合格的过硫酸钾和 NaOH

碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定总氮，主要需要两种试剂：过硫酸钾和NaOH。由于不同品牌的过硫酸钾含氮量差别很大，其质量是否过关，对整个实验的影响非常大，也是关系到整个实验成败的决定性因素。

如果一时无法买到合格的产品，建议对现有的过硫酸钾重结晶2～3次方可使用：在大烧杯中加入适量的无氨水或新制备的去离子水，在60℃的水浴中加热，逐渐加入过硫酸钾，直到不能溶解为止，然后将饱和溶液于室温中冷却，再放入冰箱中，于4℃进行重结晶，弃去上清液，用新鲜的去离子水清洗几遍，重复2～3次即可。最后在烘箱中低温烘干，整个过程要避免二次污染。提纯后的过硫酸钾保存在干净的干燥器中备用。

有的厂家生产的NaOH会含N，虽然这种情况较少，但也有可能会碰到，如果在实验时过硫酸钾没有问题，则应检查NaOH是否合格。

2.4 清洗比色管

比色管的清洗也非常重要。如果管壁上的含N化合物清洗不干净，实验时就会在高温、高压状态下进入样品中而造成误差。张瑛等曾对利用不同的清洗方法清洗的比色管进行了空白测定。实验表明：用普通的清洗方法清洗的比色管的空白吸光度平均是0.047，用洗洁精清洗的比色管的空白吸光度是0.035，用10%的盐酸浸泡过的比色管的空白吸光度是0.015。毫无疑问，用10%盐酸浸泡比色管的清洗方法明显要好于其他两种清洁方法。因此比色管在平时不用时最好浸泡在10%的盐酸溶液中，待使用时再分别用蒸馏水和无氨水清洗、控干。

2.5 延长消解及冷却的时间

大量的实验表明，“HJ636-2012”中规定的“120℃开始计时，保持温度在120～124℃之间30min”太短，这样一些复杂的含N化合物不能完全转化为硝酸盐，会出现结果偏低的现象。（这也是在水样的测定中，总氮含量经常会低于其他N之和的原因之一；另一个原因是在消解时，氨氮在转化为硝酸盐的过程中产生的中间产物氨气逸出，会损失一部分氮。）因此笔者建议适当延长消解的时间，至少要在40min以上，50min更好。

曹轶男等和陈瑛等均通过实验证明，高压锅消解后的冷却方式及冷却时间也都会对实验结果产生影响。实验表明，当消解结束后高压锅不应马上打开，而应待其压力减低到安全压力后取出，然后在室温下冷却2h（期间按住管塞将比色管中的液体颠倒混匀2～3次），此时的空白值最低，且样品也具有良好的稳定性。

3 结语

本文总结了几点在总氮测定时应该注意的事项。在实验时，比色管的选择和清洗，试剂的配制和放置以及消解时间和冷却时间的长短，都会对实验结果产生影响。除此以外，笔者建议，要在做每一批样品时，都同时做一条工作曲线和定值样品。这样，实验的水样和标准溶液、标准样品都是在同一种状态下消解、处理、比色，具有可比性，数据也会更加让人信服。

参考文献：

[1]高一平，骆耀仙.水和废水中总氮测定有关问题探讨[J].海峡科学，2010（6）：27～28.

[2]陈 瑛，漏华强，张 群.提高紫外分光光度法测定水中总氮方法精确度的研究[J].绍兴文理学院学报，2003，23（8）：111～112.

[3]曹轶男，仪 军，刘晓荣，等.过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定水中总氮的几点注意事项[J].山东化工，2011（5）：79～81.

废水中总氮处理方法范文第3篇

关键词：水体富营养化；植物净化；治理工程

中图分类号：X703

文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2016）24-0036-03

1 引言

近年恚我国经济发展迅猛，人民生活水平得到逐步改善，人们对环境问题也愈来愈重视。当前水体污染、水体富营养化问题也逐渐暴露在人们的视野，不达标工业废水，农业施肥及生活污水向水体中大量排放氮、磷，引起水体富营养化。大量的氮、磷等营养物质的积累，使生物在水体大量的繁殖，从而造成对水生生态系统的破坏。中国湖泊很多，有2300多个大于1 km2的湖泊，湖泊总面积约70988 km2，相当于0.8%陆地的总面积，其中统计湖泊中有56% 的湖泊处于富营养化状态[1]。针对我国愈来愈严峻的水质环境，环境保护部了“十三五”期间，全国需完善的水体质量的国控单元信息343个，涉及29个省（自治区、直辖市），197个地级及以上城市，956个县（区，市）。由此可见，我国对水环境的质量越来越重视。

2 水生植物及其作用机理

2.1 水生植物

当下水生植物的定义仍有很大的差异。笔者认为，水生植物是生长在水中，并能够在营养物和水环境的支持下，其所有部分可以繁殖；或在正常条件下，当其中的营养成分逐渐降低时，还可以诱导发生有性繁殖的植物。

2.2 作用机理

富营养化水体利用植物净化的机理不同于其他净化污染水体的方法。该技术主要是用水生植物和根区微生物一起产生作用，从而达到净化污水的目的。植物也会对水体中的氮、磷和悬浮颗粒进行吸收、微生物转化、物理吸附和沉淀作用，同时对有机物进行吸收，对重金属进行富集。植物利用污水中的氮、磷，来维持自身生长，且能吸收某些重金属，在脱毒后于植物体内被降解。

2.2.1 物理作用机理

水生植物的物理效应：其根、茎、叶等吸附有机质、氮、磷和多种微生物。例如，水生植物根系与水体有较多接触。这相当于产生一个致密的过滤网，使污水中的污染物质被吸附或滞留在根部，细菌同样会被根系吸附。污染物和细菌沉积物中磷含量增加，会使释放的磷在上层水含量降低，而达到湖水净化的效果。同时，大型水生植物可通过生长茂盛的水生植物的茎、叶以覆盖阳光并减少水中藻类的光合作用来抑制水体中藻类的生长。

2.2.2 生物作用机理

通过生物作用来改善水质是水生植物改善受损水环境的主要途径。①水生植物根茎上的生物膜能起到有效净化水体的作用。②水生植物中根际微生物的氧化分解是生物修复的主要过程。根际微生物的生长情况和活性会直接影响生态恢复的效果。③大型水生植物的同化也可以达到净化水体的作用，不同植物种类对根际微生物丰度，种群和活性的影响也不同。一般认为，在生态恢复过程中，水生植物的同化量占总污染物总量的20%。他们大多数只能去除5%～13%，不同的水生植物净化污水的能力也不尽相同。

此外，在光合作用下，金属元素在植物自身离子交换过程螯合。这改变了植物根际附近的酸碱度，会影响到金属元素的活性。所以若植物能大量吸附矿物元素，则会增强植物净化水体的能力，这对水体净化具有重要作用。

2.2.3 协同作用机理

协同效应是微生物和大型水生植物对污水中污染物降解的过程。有机营养物的降解是微生物在净化过程中的重要组成部分。水生植物根系会产生一些促进微生物繁殖生长的有机物。从而增加根际微生物数量，最终达到净化效果。 同时，微生物可在根系生长繁殖。微生物活动也增加了水生植物的根长、根部面积等，彼此互补和相互促进。

3 水生植物在受损水环境中的应用

3.1 城市污水

许多研究发现，城市污水中的氮、磷和有机物可被植物吸附、吸收和同化而去除。杨丹青等[2]研究发现，水翁对总氮的吸附速率为：74.54 mg（N）/（kg・d），总磷：13.39 mg（P）/（kg・d）。同时，水生植物对城市污水中的金属污染物也有一定的去除作用。与城市污水处理厂相比，植物改善城市污水能节约成本、减小能耗、美化环境等。

3.2 富营养化水体

富营养化将导致水质恶化，水中生物生长不规律，造成生态失衡。影响人们的生活，影响经济发展等。由此可见，水体富营养化问题有必要深入研究，继续探索。童昌华等[3]通过实验研究表明污水中的氮能有效地被水生植物去除，使污水总氮含量显著降低。去磷的效果较明显，一个月后总磷含量也都减少到较低水平。狐尾藻和微齿眼子菜去除硝态氮的效果最明显，去除率达95.85%和90.65%。再例如，张翔凌等[4]对人工湿地用于滨湖型校园湖泊水体修复的研究。选取复合垂直流人工湿地工艺技术治理三角湖水体富营养化问题。该技术对受污地表水中的COD、BOD5、TSS的去除率分别为53.6%、78.7%和80.2%；对总氮的去除率高达一半；春、夏季对TP的去除率可达到60%以上，冬季亦可达到40%。由此可见，水生植物对富营养化水体的具有重要作用。

4 水生植物对受损水环境的修复效果

蒋艾青[5]研究发现，水生植物对氨态氮的去除率达到70%，硝态氮：88.1%。COD：56%，总氮：73.1%，且对净化后的鱼塘多产鱼179 kg。 邵广林[6]发现应用水提取营养池净化，水浮莲净化富营养化水体效果好，具有除去水体中氮磷含量的功能，且利用完后的水浮莲可以进行综合利用。 袁向东[7]试验发现，三种植物体系对改善水体富营养化都有一定的效果，且其对总氮的平均去除率都比较高。非浮游植物体系的去除率仅为55.8%。吴振斌等[8]研究了复合垂直构造湿地系统对废水的净化效果。结果表明，三种体系的去除率分别为61%，65%和59%。没有种植植物的对照组去除率仅为28%。这些研究都表明，水生植物对富营养化水中的氮和磷具有重要去除能力。

5 水生植物改善水体富营养化的实例工程

目前，有大量学者和工程建造者设计研究关于水生植物对于污染水体治理的方法与方案。有大量的水生植物有净化水的能力，如水葫芦、水浮莲、芦苇、蒲草、菖蒲等。这些水生植物具有很强的抵抗污染，净化水体的能力[9]。 但是，怎么将它们应用到实践中也很重要，下面是一些应用实例。

5.1 人工浮岛

人工浮岛，又称生态浮床，是指将有净化能力的水生植物放置在载体上生长，根系会与污水相接触。在植物生长的过程中，可以吸收氮、磷达到净化水体的目的。 其主要优点有：改善水体富营养化；给水中生物提供栖息空间；美化环境。 生态浮床上种植的水生植物最好选择吸附氮磷效果好的，让其根系与污水完全接触，既为水生动物提供生长环境，又加强了植物对水中氮磷等污染物的吸收。

5.2 人工湿地

人工湿地是将植物种植在在特殊的填充物上。建立起人工湿地生态系统，水生植物会吸收分解污水中的污染物和营养物使污水得到净化[10]。人工湿地中存在有氧、缺氧和厌氧三种不同的环境条件。废水中的氮和磷可以直接被植物吸收，并可以通过硝化和反硝化去除[ 11 ]。

人工湿地系统建造中，应尽可能种植不同植物，保持物种多样性。同时，植物应具有以下特点：耐污能力强；抗寒能力强；根系发达；生长茂盛；生命力顽强；具有再次利用价值。

5.3 生态沟渠

生态沟渠不仅能给农作物灌溉和排水，而且还有农业非点源污染治理的作用。作为水生生态系统，生态沟渠在给生物提供水份和正常分配中发挥了重要的作用。为生物提供生长环境，拦截沟渠的污染物，使净化水体能力得到提高。生态沟渠的水体净化能力主要由其中种植的植物提供。生长的生物，腐殖细菌和微生物形成的生态系统进一步加强了其净化水体的能力。沟渠里的生物的数量决定了净化功能的大小。沟渠中生物数量越大，可以被沟渠吸收的污染物越多，对富营养水体净化作用更显著。同时，由于沟渠中的水生植物对水流有一定的阻力，减缓了水的流速，使植物能充分吸收污水中的有害物质达到净化效果。在生产实践中，特别是在农业发达地区，应在农田系统中建立一定的生态沟渠，配制竹筏植物载体，种植各种良好的水生植物达到净化效果。沟渠对水中氮，磷等营养物质截取，吸附，从而净化水质，减少非点源污染进入河流。如实例工程，成都市活水公园[12]。

6 植物改善水体富营养化的效益分析

植物净化污水相比于目前我国大部分城市污水处理厂来说，具有投资低、耗能小、运行管理单等优点。对于我国经济不发达、能源短缺的许多地方来说，大力开发具有高效、简易、低能耗的污染处理技术具有极大的意义。在应用实例中，植物改善水污染，不包含二级沉淀池，而是用植物输氧代替曝气机，能耗低，投资少。单位污水的处理费用还不到污水处理厂的十分之一[13]，且植物美化环境、易于维护。

7 植物改善水体富营养化研究展望

由于自然植物在地点、污水负荷量等方面常常与实际需要不相符，且自然植物除污能力没有人工选取的湿地植物强。近几年来，许多国家和地区都纷纷利用植物来处理大范围的水体富营养化问题。与传统的污水处理厂相比，它能去除废水处理中难去除的营养元素，且净化效果更好。植物净化对于畜牧业、农业、淀粉工业、制糖工业、食品加工等产生的废水及富营养化水体都有较好的效果。且有利于生物活动，保持高度的生物多样性，并形成较高的生产力，因此，研究富营养化水体的净化具有重要的意义。但是植物净化富营养化水体技术中的某些问题也存在争议，还有待继续研究。

参考文献：

[1]霍红梅. 水生植物对富营养化水体的净化机理及应用[J].中国科技信息，2011（23）：4.

[2]杨丹菁，靖元孝，陈兆平，等. 水翁对营养化水体氮、磷去除效果及规律研究[J].环境科学学报，2001，21（5）：637～639.

[3]童昌华，杨肖娥，濮培民. 富营养化水体的水生植物净化试验研究[J].应用生态学报，2004.15（8）：1447～1450.

[4]张翔凌，张 晟，付贵萍，等.复合垂直流人工湿地用于滨湖型校园湖泊水体修复[J].中国给水排水，2008，24（4）：62～64.

[5]蒋艾青. 凤眼莲对城郊污水鱼塘的净化试验[J].淡水渔业，2003，33（5）：43～44.

[6]邵林广.水浮莲净化富营养化湖泊试验研究[J].环境与开发，2001，16（2）：28～29.

[7]袁向东，任全进，高士祥，等. 几种湿地植物净化生活污水COD、总氮效果比较[J].应用生态学报，2004，15（12）：2337～2341.

[8]吴振斌，陈辉蓉，贺 峰，等.人工湿地系统对污水磷的净化效果[J].水生生物学报.2001，25（1）：28～35.

[9]赵 湘，惠 峰，芦建国. 水生植物在富营养化水体治理工程中的应用[J].现代农业科技，2013（4）：237～244.

[10]吴新忠，纪向东，张翠英，等. 我国农村污水处理技术应用现状[J]. 绿色科技，2015（11）：178～180.

[11] 孙震宇，李清飞，何新生. 人工湿地处理农村生活污水研究[J]. 科技创新导报，2011（19）：140

废水中总氮处理方法范文第4篇

关键词：污水处理厂升级改造 问题及对策

中图分类号： R123 文献标识码： A

为了进一步改善胶州湾的水污染现状，恢复其生态环境，根据青岛市人民政府下文（青政函字[2008]38 号、【2009】第101 号）要求，青岛市大部分污水处理厂已进行了一级A升级改造工作，通过青岛市某污水处理厂升级改造前对出水水质达标设计应对及改造后近几年的运行情况，通过个人的关注，谈一点自己的看法及心得。该厂设计规模17万吨/天，升级改造前二级出水稳定达标，水量夏季超设计负荷，冬季在设计负荷80%以上，全年基本满负荷运行，夏季部分出水指标达到了一级A标准，该厂改造在原厂进行，不增加额外用地，存在用地少，改造难度大等问题。

一、二级出水水质与一级A标准的差距

根据国家标准GB18918-2002城镇污水处理厂污染物排放标准要求，城镇污水处理厂二级排放标准与一级A标准对出水水质主要参数要求如表1所示：

表1二级排放标准与一级A标准出水水质主要参数对比

项目 二级出水标准 一级A出水标准 升级提升倍数（二级/一级A）

COD5 100 50 2

BOD 30 10 3

SS 30 10 3

氨氮 25（30） 5（8） 5

总磷 3 0.5 6

总氮 未做要求 15

粪大肠杆菌 104 103 10

单位：mg/L

由上表可以看出，一级A标准与二级标准相比，对出水要求有了大幅度的提高，比如总磷提高6倍，氨氮提高5倍，另外一级A出水标准特别增加了对总氮出水指标的要求，对污水厂升级改造带来较大难度，特别是青岛各污水处理厂占地有限，改造基本上在原有场地进行，生化反应池占地基本无增加可能。

下表2为青岛某污水处理厂升级改造前的部分化验数据，数据主要采集了2009年9、10月份夏季的检测数据（冬季进出水数据更高），从表上可以看出，BOD、氨氮基本能达到一级A标准，COD、SS接近一级A标准，而总磷、总氮存在较大差距，改造的方向应向此方面倾斜。

表2某污水处理厂升级改造前进出水水质

项目 夏季进出水指标（9、10月份） 冬季进出水指标（1、2月份）

进水指标 出水指标 进水指标 出水指标

COD5 950 38 1067.5 56

BOD 434 7 490.3 8.5

SS 947 10 754 11

氨氮 37 1.4 44.2 4.4

总磷 16.5 1.9 16.6 2.2

总氮 82 30 89 38

单位:mg/L

二、改造前保证出水指标的各项对策

（一）COD, BOD, SS满足一级A的对策

COD, BOD作为有机质，需要在生物处理段去除。该污水处理厂的生物段停留时间较长，在曝气充分的条件下，能够满足对COD, BOD去除的需要。出水中携带的悬浮物是造成COD, BOD超标的主要因素，我们做过现场小试实验，将二沉池出水进行过滤，去除悬浮物，COD小于40mg/L, BOD小于5mg/L, COD之所以较高，是因为出水中有不可降解的溶解性COD存在，这部分是不可去除的，但已经满足要求了。因此在目前的二级出水中增加过滤工序就可以较好解决COD, BOD, SS可能出现的不达标问题，目一前最常规的砂滤池、滤布滤池等即可。

（二）氨氮满足一级A的对策

在此之所以提氨氮的去除，是因为虽然在绝大部分时间内氨氮稳定在5 mg/L以内，但由于硝化系统的不稳定性，当前的工艺还不能确保氨氮稳定达标，主要是在受有毒物质及进水高负荷的冲击下，硝化系统易出现波动，且氨氮出水指标恶化很快，恢复却缓慢，特别在冬季低温条件下更容易发生。因该厂汇水流域化工工厂加多，该厂每年都会遇到2~3次类似情况，通常采取的措施是降水量，但在环保执法日益严格的今天，容易引发一些问题。提高生物系统的稳定性成为必需的，通常的做法是提高生物池活性污泥量和水力停留时间，受池容限制，水力停留时间不可能延长，只有提高生物池活性污泥量。该厂通过与青岛理工大学科研人员进行合作，对该工艺曾做过研究，对该工艺的应用也做过一些调查，它的优点是显而易见的，即反应效率高、抗冲击负荷能力强，下表3、表4是采用复合工艺的反应器（填充填料30%）小试模拟工况参数及实验情况：

表3小试阶段填料填充比30%条件下各工况参数

工艺参数 工况1 工况2 工况3 工况4

UO(mg/1) 3-4 1.5-2 1.5-2 2.5-3

水温(℃) 21-23 20-22 14-16 13-15

曝气区水力停留时间(h) 8 8 8 8

沉淀区水力停留时间(h) 5 5 5 5

非曝气区水力停留时间(h) 3 3 3 3

悬浮污泥浓度(mg/1) 3480 3760 3600 3650

沉降比(%) 40 42 53 56

污泥指数 115 112 147 153

生物膜厚度(u m) 50-220 50-230 50-220 50-220

生物膜量(mg/1) 2550 2590 2470 2450

总生物量(mg/1) 6030 6350 6070 6100

悬浮污泥泥龄(d) 12 12 12 12

有机负荷KgCOD/ ( m3. d) 2.01 2.47 2.10 2.15

表4小试试验结果

工艺参数 工况1 工况2 工况3 工况4

CODcr平均值

（mg/l） 进水 670 823 700 716

出水 57 70 67 70

去除率（%） 91.5 91.5 90.4 90.2

BOD5平均值

（mg/l） 进水 312 356 340 322

出水 12 13 19 16

去除率（%） 96.2 96.4 94.4 95.0

氨氮平均值

（mg/l） 进水 52.1 47.2 60.2 53.5

出水 4.5 4.7 25.4 12.8

去除率（%） 91.4 90.0 57.8 76.1

三氮平均值

（mg/l） 进水 52.2 47.3 60.2 53.5

出水 16.4 8.1 25.7 15.2

去除率（%） 68.6 82.9 57.3 71.6

硝酸盐平均值

（mg/l） 进水 0.1 0.1 0 0

出水 10.9 2.7 0.2 2.1

亚硝酸盐平均值

（mg/l） 进水 0 0 0 0

出水 1.0 0.7 0. 1 0.3

总磷平均值

（mg/l） 进水 6.5 4.8 10.1 4.4

出水 0.8 1.3 1.2 0.4

去除率（%） 87.7 72.9 88.1 90.9

实验是在该厂进行，进水取自一期初沉池，复合反应器好氧区最短的水力停留时间3小时，氨氮去除率接近80%，好氧区最长的水力停留时间6小时，氨氮去除率超过90%，而同期该厂好氧区水力停留时间为12小时，可见增加悬浮填料后，反应效率大大提高。投加填料是很好的选择，但应做好工艺设计，防止堵塞、不流化等问题发生，当时青岛某环境公司开放出一种填料及拦截系统，运行效果较好，该填料在拦截筛网上通过反冲洗气体冲洗，沿填料筛网上移，自动清洗拦截筛网，且该填料表面积大，微生物附着量多，填料样式见下图：

图一SPR-1型悬浮填料

（三）总磷满足一级A的对策

单纯通过生物处理，在进水碳源充足的情况下，去除率最高可达90%以上，出水总磷甚至可能低于1 mg/L ,但不稳定，特别是在进水COD较低、且优先满足脱氮的情况下更是如此。按工艺流程中化学药剂投加点的不同，化学沉淀除磷工艺可分为前置沉淀、同步沉淀和后置沉淀三种类型。前置沉淀的药剂投加点是初沉池前，形成的沉淀物与初沉污泥一起排除；同步沉淀的药剂投加点设在生物池中、生物池出水端或在二沉池的进水处，形成的沉淀物与剩余污泥一起排除；后置沉淀的药剂投加点设在二沉池之后的混合池中，形成的沉淀物通过另设的固液分离装置进行分离。在初沉池加药会减少碳源，不利于后续脱氮；该厂曾经在生物池曝气段加药进行实验，效果较好，但是实验时间较短，因此是否对生化系统产生不利影响尚未得到验证。

（四）总氮去除对策

总氮的去除是一级A升级改造中难度最大的，下表5为2009年9, 10月份总氮去除检测结果（在二级出水条件下检测的数据）。

表5总氮去除统计表

检测项目 均值 备注

进水总氮（mg/l） 82

出水总氮（mg/l） 30

去除率 63%

出水硝酸盐（mg/l） 15

从上表可以看出，出水总氮距离一级A要求相差15mg/l左右。总氮中包括硝态氮和有机氮，从该厂出水总氮的构成看，有机氮超过10mg/l，对这部分氮的去除，必须在生物段完成，通过强化生物处理，将有机氮分解成氨氮，在经过硝化转化成硝态氮。采用在生物池投加填料的方式能够强化硝化是毋庸置疑的。

（五）粪大肠杆菌消毒对策

为了保证一级A升级改造工程出水粪大肠杆菌消毒达标，需要对升级改造后的出水进行消毒处理，污水处理厂出水水质消毒有多种方式，液氯消毒、紫外线消毒、次氯酸钠消毒等，因液氯属重大危化品、紫外线消毒效果不稳定等，该厂拟用次氯酸钠进行消毒，对此该厂与青岛理工大学研究人员对二级出水进行了研究，采用静态烧杯试验的方式，向装有等量该水样的烧杯中投加不同剂量的NaClO消毒液，搅拌均匀，静置反应30min后采用微过量的硫代硫酸钠终止反应，对处理水样进行测试。试验原水取自污水处理厂二级出水，该污水处理厂二级出水主要水质指标如下表6：

表6 试验原水水质

水质指标 变化范围 水质指标 变化范围

NH4+-N(mg/L) 0.30~1.00 粪大肠菌群(个/L) 1.3×105~2.4×106

TP(mg/L) 0.17~1.30 UV254(1/cm) 0.2033~0.2533

色度(度) 19.90~24.70 UV203(1/cm) 1.1325~1.2285

SS(mg/L) 8．00~13.00 DOC(mg/L) 8.35~11.22

试验中，使用不同浓度的次氯酸钠经过30min作用后对二级出水粪大肠菌群的灭活效果实验数据见下表7：

表7不同浓度的次氯酸钠消毒效果试验结果

次氯酸钠投加量 0（mg/L） 2（mg/L） 3（mg/L） 4（mg/L） 5（mg/L） 10（mg/L）

粪大肠菌群数

（个/L） 2400000 1700 1300 200 ＜20 ＜20

1600000 1300 1100 130 ＜20 ＜20

540000 1100 700 90 ＜20 ＜20

920000 1300 8900 ＜20 ＜20 ＜20

130000 900 400 ＜20 ＜20 ＜20

1900000 1300 800 200 ＜20 ＜20

1300000 1300 1100 80 ＜20 ＜20

90000 400 ＜20 ＜20 ＜20 ＜20

890000 1100 400 ＜20 ＜20 ＜20

实验表明：向二级出水中投加次氯酸钠后，粪大肠菌群数明显锐减，且当次氯酸钠投加量在2mg/L以上时，粪大肠菌去除率均在99%以上。

三、改造具体工艺

1、选择了强化污水二级生物处理工艺方案――（UCT 或改良A2/O）+ 移动床生物膜（MBBR）工艺。在不增加生物池容量的条件下，对该厂4座生物池进行了改造，重点为脱氮：在好氧区末端附近增加MBBR填料区，填料采用前述所列的移动式悬浮填料，具体改造示意图见图2：

图2一、二期生物池MBBR区改造示意图（左为一期生物池）

为了保证生物池脱氮，在生物池添加碳源，生物反硝化过程需要提供足够数量的有机物（碳源），即有一定的碳氮比才能使反硝化反应顺利完成。前面已经分析本工程进水碳源在某些情况下可能不足，对于进水碳氮比较低的污水，碳源的不足将影响系统反硝化的进行程度，使出水总氮超，因此该厂建设了投加甲醇的加药间，在碳源不足的条件下向生物池添加碳源。

2、选择了液态三滤化铁混凝剂化学去除总磷工艺方案：为了保证出水总磷稳定达标，结合该厂实验及设计院设计，该厂建设了三氯化铁加药间，投加点在生物池出水点及新建的混凝池中，通过机械搅拌，配套建设了斜管沉淀池辅助沉降，根据设计院计算，该厂污水经过生物处理后，污水中的剩余磷约为4mg/l，为保证出水达标最大投加量为45mg/l（商品）。

3、选择了钻石型滤布滤池过滤工艺：钻石滤布滤池以其滤布断面为菱形而得其名，专门为大规模污水处理设计。滤布介质过滤器是一个连续从水流中去除微粒的完整系童。当污水通过进水渠通过滤布时，过滤开始。每个池里都有专门的菱形滤布。污水从滤布经过时，污水中的微粒就被滤布挡在了滤布的外表面，形成微粒层。滤后水在经过滤布内部和出水渠直接排出。该厂建设了4座与水量配套的滤布滤池。

4、采用次氯酸钠消毒工艺：该厂设计采用了添加液态次氯酸钠消毒方式，在滤站出水口添加，该方式进药方便，管理方便、安全。

四、改造后实际运行情况

该厂在2011年上半年开始试运行，同年通过了环保验收，下面表7、表8为2012年-2013年进出水水质情况表

表72012年进出水质统计表

项目名称 进水均值（mg/l） 出水均值（mg/l） 去除率（%）

COD 697 25 99.1

BOD 346 4 98.8

SS 630 6 99.1

氨氮 36.29 1.12 96.91

总磷 12.39 0.18 98.55

总氮 59.55 18.41 69.08

粪大肠杆菌 出水达标率100%

表8 2013年进出水质统计表

项目名称 进水均值（mg/l） 出水均值（mg/l） 去除率（%）

COD 832 27 96.73

BOD 378 3 99.14

SS 747.4 6 99.19

氨氮 35.03 2.57 92.66

总磷 13.72 0.16 98.83

总氮 64.29 17.94 72.1

粪大肠杆菌 出水达标率100%

由上表可以看出，该污水厂改造完成后运行中整体良好，出水水质除总氮外稳定达标，去除率超过90%以上，特别是BOD、SS、总磷，去除率超过98%，达到了设计预期，总氮去除率2013年也达到了70%以上，总氮去除率低的主要原因是生物池碳源不足造成，因水价未包含碳源费用，该厂未能添加外加碳源，预计添加碳源后达标率将达到设计值。

五、结论

1、实际运行表明，COD, BOD, SS一级A解决方案与实际相符，深度处理中增加过滤工艺保证了出水达标率；

2、氨氮去除采用复合工艺能保证出水达标率：该工艺充分挖潜，在不增加池容条件下，通过添加悬浮填料增加微生物总量，合适的填料及合理的拦截筛网清洗系统能够保证系统正常运行;

3、TP去除必须靠化学除磷来解决，但用药量很大，投加成本较高；

4、对总氮的去除是最难的，在挖潜的同时需要外加碳源来增加总氮的达标率；

5、出水消毒采用次氯酸钠达标率很高，该方案实际操作中相对安全，但成本偏高。

参考文献：

1、孙自杰. 废水处理理论与设计.中国建筑工业出版社，2001

2、C.P.Leslie Grady.Jr，Glen T.Daigger，Henry C.Lim. 张锡辉 刘勇弟译. 废水生物处理.化学工业出版社，2002

废水中总氮处理方法范文第5篇

关键词：汤逊湖;水质检测;富营养化;治理对策

收稿日期：2011-07-10

作者简介：杨书香（1978―），女,湖北荆州人,硕士,讲师,主要从事生态学教学工作。

中图分类号：X701文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2011）08-0163-06

1 引言

汤逊湖位于武汉市郊,总面积36.6km2,包括内汤逊湖和外汤逊湖,蓄水容量11 477万m3,属跨区湖泊,是武汉市后备饮用水源地、市内最大的原生态湖泊。近年来,由于汤逊湖周边地区的迅速开发,大量污水得不到有效处理便排入湖中,加上湖内鱼类养殖所投放的大量饲料,使得湖水水质在短时间内迅速恶化。通过查阅往年的记录与历时半年的实地考察,发现该湖尚未发生过大规模水华现象［1］。目前对汤逊湖架桥后水质进行检测并与架桥前数据对比,发现汤逊湖水质较架桥前有一定改善,属于轻度富营养化。

至今,架桥后汤逊湖富营养化方面的研究成果还未见报道。作者通过对汤逊湖沿岸及周边地区生态环境历时半年的考察,并于2010年12月上旬至2011年3月间对汤逊湖11个采样点的物理、化学及生物指标进行了定量检测,结合架桥前的检测结果,对汤逊湖富营养化情况进行分析,得到了一定量的第一手资料,希望能为改善与治理汤逊湖的水质提供帮助。

研究区域地理位置为30°24′58.31″N～30°25′48.71″N,114°21′41.08″E～114°21′41.08″E,地貌属鄂东南丘陵经江汉平原向大别山南麓低山丘陵过渡地带,中间低平,北部多山。地形属于残丘性河湖冲积平原,地势平坦低洼。气候属北亚热带季风湿润气候,常年雨量充沛、雨热同季,降水多集中在6～8月［2］。

2 材料与方法

2.1 样品采集

汤逊湖分内汤逊湖和外汤逊湖两部分。整个湖泊70%以上属于江夏区,剩余部分在东湖高新技术开发区和洪山区境内。共设11个采样点,使用Google Earth软件进行采样点定位［3］。采样点情况见表 1,采样点分布见图 1。本次采样与富营养化分析主要集中在枯水期（12月）进行,采样在月中进行。水样用有机玻璃瓶采取500mL。采样距水面0.5m的表层水样,采样用的所有器皿都按严格的清洗程序处理,所有水样带回实验室放入冰箱,在4℃下低温保存.，样同时现场测定透明度。

表1 考察采样点的基本情况

2.2 样品分析方法

汤逊湖兼有灌溉、旅游、水产养殖等多种经济功能。根据《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）,选择透明度、pH 值、化学耗氧量、总磷、总氮含量几项作为评价指标。选取综合营养状态指数法评价湖泊富营养化程度。pH值采用雷磁PHS-3D精密pH计直接测定,透明度采用塞式盘法在采样点直接测定,总磷（TP）采用国标钼酸铵分光光度法（GB11893-89）,总氮（TN）采用国标碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法,细菌总量采用平板菌落计数法,COD采用酸性高锰酸钾法GB11892-89,Chl.a采用国标丙酮提取可见分光光度法。各指标检测分析方法选用《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）［3］中规定的《地表水环境质量标准基本项目分析方法》进行测试,其中透明度现场实测。

3 结果与分析

3.1 现场观察结果

以内汤逊湖为例,西岸为大面积的田地与未开垦自然荒地,人口相对稀少,东岸除少量田地与自然荒地外,其余面积为学校、高密度住宅区与工厂,人口相对密集;湖内除了东岸,其余面积均为渔场。湖水普遍显黄绿色,西岸浅水处可见大量水绵生长,水面边界处有白色泡沫与死鱼尸体,并伴有腥臭味;东岸附近水面有大量小团藻类漂浮物,近岸湖水比较混浊,靠近湖中处混浊度降低。

3.2 样点检测结果

对于11个采样点在架桥前、后7项检测指标数据见表2、表3。

表2 架桥前采样点的检测结果

表3 架桥后采样点的检测结果

3.2.1 各指标总情况

比较表2和表3以及图2～4可发现架桥后汤逊湖水质检测各指标平均值降低。其中COD、TN、细菌总量、Chl.a均值降低最为明显。这说明架桥后汤逊湖水质变好,桥梁建设并没有影响汤逊湖的水体状况。

3.2.2 透明度（SD）和pH值

由表3可知架桥后各采样点透明度变化范围为0.22～0.88m,变化范围较大,最低点出现在K点,次低点出现在A点,最高点出现在H点,次高点出现在I点。架桥前的数据表2显示透明度最低的是F点,环境为密集居民区。这说明人口密集的区域湖水的透明度普遍偏低。而架桥前透明度均值为58.27cm,架桥后透明度均值为60.69cm,可见架桥不影响湖水的透明度,湖水的透明度与是否架桥无关。pH变化范围为8.32～8.70,均值8.52,变化范围不大,整体呈微碱性。而架桥前pH值变化于7.75～8.94,平均值为8.39,可见架桥前后汤逊湖水质pH变化不大,说明架桥对水质pH几乎没有影响。

3.2.3 总氮（TN）和总磷（TP）

由表3可知架桥后各采样点总氮浓度的变化范围为1.957～4.004mg/L,计算其均值为2.583mg/L。总磷浓度的变化范围为0.04～0.44mg/L,均值为0.216mg/L。而由表2架桥前的数据可知各采样点TN浓度变化范围为1.840～3.945mg/L,计算其均值为2.847mg/L。TP浓度变化范围为0.04～0.92mg/L,均质为0.29mg/L。可见架桥后总氮和总磷浓度变低。图 3为架桥前总磷和总氮变化的比较,图1为架桥后总磷总氮变化的比较,对比图1和图2,进一步直观说明架桥后总磷和总氮平均浓度的降低。从空间差异来看,无论是架桥前还是架桥后,渔场与高密度住宅区水域的TN含量普遍高于其它水域;高密度住宅区、渔场和农田附近水域采样点TP浓度明显高于其他区域的采样点。此结果进一步说明架桥对总氮和总磷浓度基本没有影响。

3.2.4 细菌总量和COD

分析表3及图4可知,架桥后E、F、K3处细菌总量明显高于其他地点,而这3处主要为人口密集区,主要排放各种生活污水。而同样分析表1及图3可知,架桥前高密度居住区附近水域的CFU/L COD明显大于其它水域。从影响细菌总量与COD值的因素来看,生活污水对水体的有机物质污染贡献最为突出,可推测生活污水在排放前没有进行有效的处理,此结果与架桥并无很大关系,且整体细菌总量在架桥后有所减少。说明水质的好坏与环境和污水处理有很大的关系,而与架桥没有直接的关系。

3.2.5 叶绿素（Chl.a）

架桥后数据（表3）显示采样区域叶绿素值含量变化很大,从2.66到40.48不等,计算所得其均值为12.62mg/m3。架桥前数据（表2）显示所有采样区域的叶绿素含量普遍偏高,均值达到19.05mg/m3。这说明架桥后绿叶素含量降低,汤逊湖水质得到更好的处理。

3.3 叶绿素（Chl.a）与透明度（SD）的相关性分析

从图5和图6各采样点叶绿素a含量与透明度变化的曲线来看,无论是架桥前还是架桥后,其间没有明显的相关性。表明藻类在湖水中的含量还不是很高,目前影响汤逊湖水体透明度的主要因素不是浮游植物,而是存在着其他各种众多复杂的影响因素。

3.4 典型湖泊总氮、总磷含量与叶绿素a 的相关分析

氮磷是造成水体富营养化的主要元素。根据典型湖泊汤逊湖架桥后总磷、总氮含量与叶绿素a 的相关数据分析可知总磷、总氮含量与叶绿素a 呈显著正相关关系,且总磷与叶绿素a的相关性更显著。而由架桥前检测结果同样显示总磷和叶绿素a的相关性更显著。氮磷比值（N/P）同样对藻类生长有重要影响,当N/P 小于7 时,氮是可能的限制性营养盐,N/P大于7 时,磷是可能的限制性营养盐［6］。

3.5 富营养化情况

架桥前、后汤逊湖富营养化评价结果见表4。

表4 架桥前、后汤逊湖富营养化评价结果

根据表4中得出的叶绿素a（Chl.a）、总磷（TP）、总氮（TN）、透明度（SD）、高锰酸盐指数（CODMn）5 项指标,计算各项指标平均值,从而计算出各项目营养状态指数。把以上结果代入综合营养状态指数计算公式,得出综合营养状态指数,并进行分级。综合营养状态指数为:

TLI（∑）∑mi1（WjTLI（j））。（1）

式中TLI（∑）为综合营养状态指数;wj为第j种参数的营养状态指数的相关权重;TLI（j）为第j种参数的营养状态指数。以chl.a作为基准参数,则第j种参数的归一化的相关权重计算公式为:

Wjr2ij/∑mj1r2ij。（2）

式中rij为第j种参数与基准参数chl.a的相关系数;m为选出的主要参数数目（3～4个）。各项目营养状态指数计算公式为:

TLI（chla）10（2.5+1.086lnchla）,（3）

TLI（TP）10（9.436+1.624lnTP）,（4）

TLI（TN）10（5.453+1.694lnTN），（5）

TLI（SD）10（5.118-1.94lnSD），（6）

TLI（COD）10（0.109+2.661lnCOD）。（7）

从表4架桥前汤逊湖综合营养指数为70,属于中度富营养型水质;架桥后的数据可知,汤逊湖目前（架桥后）综合营养状态指数为57,属于轻度富营养型水质。由表4可看出汤逊湖由架桥前的中度富营养化变成架桥后的轻度度富营养化。其主要原因是2010年9月30日,武汉市政府对该地区所有涉污的新建项目实施区域限批,并成立汤逊湖水环境整治工作领导小组,全面启动汤逊湖周边水环境整治。同时说明架桥对汤逊湖水质并无很大影响。

4 汤逊湖水体水质富营养化分析

4.1 水质富营养化现状分析

4.1.1 营养盐问题

图7为根据实地考察结果总结出的汤逊湖营养盐来源与去路模型。根据架桥前的研究显示汤逊湖水体的营养盐主要来自水产养殖场和高密度居住区。而架桥后的数据检测显示汤逊湖水质经政府整顿后营养盐含量降低,但主要还是来自水产养殖和高密度居住、工业区。政府调查资料显示汤逊湖拦网养鱼的面积达1 027hm2,占湖水面积的41%左右,渔民为了提高产量,每年向湖中投放5 000t含氮含磷的鱼饲料,这是水产养殖对湖水造成污染的主要原因。

从水产养殖对水体富营养化的作用来看,主要存在两方面的影响。投放入水中的鱼饵和饲料含有大量的氮磷成分,而未摄食部分和鱼类粪便进入水体,沉积到水体底层,造成了严重的水域环境污染。日本的网箱养殖场固态废物的沉积率为每天5 kg/m2。以饵料和鱼苗形式人为输入海水网箱养鱼系统中的N有27%～28%通过鱼的收获而回收,23%积累于沉积物中［7］。如果按饲料利用率50%来计算,每年将有大约2 500t饲料沉积到湖底。底质中有机物富集的效应之一便是其中的异养有机体耗氧增加,对沉积物进行分解,释放N、P 等无机营养物,刺激水生植物和藻类的生长。宁丰收等对大洪湖水库网箱养殖区底泥中所含的氮磷量进行分析,通过模拟溶出实验发现底泥的氮、磷释放对水体富营养化贡献较大［8］。养殖区鱼类粪便逐渐在湖底沉积,所含的氮和磷在适宜的条件下会重新释放到水里,造成二次污染,加剧水体的富营养化过程。在对鲑鱼网箱养殖区下部沉积的N、P、C的研究结果表明,每年只有约10%的有机物可得到分解,大部分仍沉积于底泥中并不断向水体中释放［9］。因此水产养殖对水体富营养化将会造成一个长期性的影响。由于它表现出的滞后性,倘若等到水体富营养化程度达到严重程度时再进行治理将收效甚微,并且代价巨大。

汤逊湖沿岸有高密度居住区,调查估计,住在汤逊湖边的人数在50万人以上,其中绝大多数分布在内汤逊湖东岸。大量未经有效处理的高浓度生活污水直接排入湖中使得湖水众多指标急剧升高,尤其是氮、磷、COD与细菌总量,架桥前后的数据显示均有上述特点。但是数据显示:架桥后汤逊湖周边水质经整治后,各项指标平均水平均低于整治前,说明整治有一定的效应。

汤逊湖沿岸有一定数量的工厂,工业废水的排入也导致了氮、磷含量的增加,富营养化的水体中很多氮磷也是来时工厂排出的废水。钢铁、化工、制药、造纸等行业的工业废水对湖泊中氮磷含量的增加有重要影响。架桥前后其养殖水域面积、居民区密集程度并几乎没有变化,工厂有一定数目的增加,然而架桥后其氮磷含量有一定程度的降低。这说明架桥对水质没有影响,且经过政府整治后水质有一定的改善。

4.1.2 面源污染问题

与其它影响因素相比,面源污染的因素在汤逊湖影响并不显著,但是这仍然是造成湖水富营养化的原因之一。氮是动植物的主要化学元素,氮肥是我国农业的主要化学肥料。研究发现,氮在水体中的富集是水质富营养化的重要因素。由于雨水冲刷,造成农田、果园等农业种植的高浓度营养盐随地表径流进入湖中,提升了水体的营养水平,造成或加剧水体的营养化程度。这种典型的面源污染,与降雨量密切相关,又受降雨强度、植被覆盖度、作物种类与耕作制度、土壤特性和坡度等诸多因素影响［10］。在对苏南地区的研究发现,化肥的利用率随着化肥用量的增加而降低,苏南地区水旱轮作系统的平均施氮量超过500kg/hm的情况下,其利用率却只有30%左右,剩余部分就流失到水体和大气环境之中［11］。这些面源污染问题和架桥完全无关,但是可以通过政府对环境的整治来减少这些问题。

4.1.3 现场考察情况

根据现场考察情况来看,目前还没有明显的大规模水华现象,且架桥后水体情况比架桥前更好。影响造成水华的藻类生长的限制性因素由总氮和总磷比例不合适的影响外,可能还存在温度与水流等影响。大部分的硅藻、一些蓝藻和所有隐藻在30℃以下不能持续生长。王志红等研究了温度与营养值对绿藻、硅藻水华态势的影响,结果表明在在中等以上的营养状态下,水温高时的藻生物量较大［12］。此外,汤逊湖所处的地理位置四季有风,并且常有强风,这在增加水面扰动的同时,有助于提高湖水曝气量,这对抑制水华起到了很大作用。而一旦气候发生变化,这种状况将难以控制。因此,政府环境整治小组在治理汤逊湖水质时应考虑到这些问题并采取适当的措施防止气候大幅度改变的发生。

4.1.4 富营养化情况的空间差异

以内汤逊湖为例,经调查可知东西两岸的产业结构不同。东岸以工业及地产业为主,而西岸主要为农业。这种沿岸区域经济结构上的差异很大程度上影响到汤逊湖局部富营养化情况的差异。

4.2 富营养化防治对策分析

4.2.1 外源性防治

湖泊水质的富营养化是一个非常复杂的过程,要降低或者防止水质的富营养化首先要找到污染源。从污染源降低氮磷等营养盐的排入,然后采取一定的措施降低水质的富营养化程度,最终提高水质和富营养化程度。大量的调查研究表明,外界营养物质的输入是绝大多数水体富营养化的根本原因［13］,从长远来看,要想从根本上控制汤逊湖水体的富营养化,首先应着重减少或者截断外部营养物质的输入,控制外源性营养物质应从控制人为污染和地面雨水径流着手。

（1）工业废水处理。工业废水是水源重要的污染源。面对工业生产所带来的不可避免的环境污染,我们应该采取预防与整治结合的保护措施。不仅要从源头上减少工业污染物的排放,更要在生产中不断完善废弃物的处理方案,如废水的循环利用、废气的回收等［14］。

（2）生活污水处理。汤逊湖沿岸大片的居民区导致大量生活污水的排入,这对汤逊湖水质有重大的影响。对于生活污水,可以采取禁磷洗涤剂的使用、污水中间处理站的建设等方式进行处理防治。

（3）水产养殖污染处理。汤逊湖周边水产养殖面积广,其对水中氮磷含量影响巨大,因此防治水产养殖对湖水的污染尤为重要。应优化养殖模式,实施健康养殖工程。健康养殖是指根据养殖对象生长、繁殖的规律及其生理特点和生态习性,选择科学的养殖模式,通过对全过程的规范管理,增强养殖群体的体质,控制病原体的发生或繁衍,使养殖对象在安全、高效,人工控制的理想生态环境中健康、快速生长,从而达到优质、高产的目的。其方法有自然养殖法、休药期养殖法、人工生态养殖法、多品种立体养殖法等［15］。

4.2.2 内源性控制

主要措施有底泥疏浚与封闭和营养盐固定等［16］。由于底泥对环境的作用具有累积性和滞后性,因此,一要阻止沉积物中污染物的释放,如底质封闭等;二要清除污染沉积物,如对底泥进行疏浚。此外，营养盐固定可起到净化水质的作用,投加药剂可控制水中营养盐迁移,但要综合考虑成本和由此造成的生态影响,慎重采用。

4.2.3 生物方法处理

水生植物修复技术。利用适合汤逊湖环境的水生植物及其共生的微环境,来去除水体中的污染物质。水生植物在其生长期间可有效吸收与富集水中和底质中的营养盐,起着“营养泵”和“营养库”的作用。合理构建并维持水生植物的生物量,可转移出氮、磷等营养盐,各类漂浮植物、浮叶植物、挺水植物和沉水植物等水生植被的恢复和重建可有效分配水体营养盐,避免单一优势种的过度滋生,保持水体净化能力。微生态水环境修复技术［17］,通过设置生态基培养系统,分阶段投入生物酶和微生物促生剂,进行微生物培养与驯化,进而筛选适合菌种发挥净化效能的水质、水文、温度等条件,促进水体微生物的繁殖和有机物循环降解能力,从而强化低泥中有机物的削减,产生生物膜和有机固形物,作为鱼类的食物,形成完善的生态链,从而达到水体水质改善的目标。

4.2.4 其他方法

对汤逊湖中已经污染的河段还可以采取其他物理法、化学法来治理。如污水分流、换水稀释、深层排水、深水曝气技术等。

4.2.5 思想政治教育及法律维护

提高汤逊湖周边居民、工人保护水环境的意识,并制定相应法律,用法律武器保障汤逊湖水质。目前,通过一系列措施的实施,汤逊湖水质在架桥后已经逐渐好转,尽管汤逊湖尚未“痊愈”,但其水质恶化的势头已基本得到控制。随着整治工作的进一步深入,人们有理由期待,汤逊湖终有一天能重归“原生态”。

参考文献：

［1］ 杨华东,袁伟华,欧阳雪君,等.武汉市汤逊湖水体富营养化现状及其对策分析［J］.水资源与水工程学报,2009,20（4）:2～38.

［2］ 陈 炜,宋卓彦.武汉城市湖泊与城市湿地冬季鸟类资源及生境分析［J］.林业调查规划,2007,10（5）:46～50.

［3］ 国家环境保护总局.GB3838-2002.地表水环境质量标准［S］.北京：国家环境保护总局,2002.

［4］ 章家恩.生态学常用实验研究方法与技术［M］.北京:化学工业出版社,2002.

［5］ 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法［M］.北京:中国环境科学出版社,2002.

［6］ 荆红卫,华 蕾,孙成华.北京城市湖泊富营养化评价与分析［J］.湖泊科学,2008,20（3）:357～363.

［7］ 刘松岩,熊彦辉.水产养殖对水域环境的影响及其治理措施［J］.安徽农业科学,2007,35（23）:7 258～7 259.

［8］ 宁丰收,古昌红,游 霞,等.大洪湖水库网箱养殖区污染分析［J］.环境科学与技术,2006,29（4）:47～49.

［9］ Aure J,Stigebrandt A.Quantitative estimates of the eutrophication effects of fish farming on fjords［J］.Aquaculture,1990（90）:135～156.

［10］ 程 波,张 泽,陈 凌.太湖水体富营养化与流域农业面源污染的控制［J］.农业环境科学学报,2005（24）:118～12.

［11］ 高 超,朱继业,戴科伟,等.快速城市化中的太湖水环境保护:困境与出路［J］.地理科学,2006,23（6）:746～749.

［12］ 王志红,崔福义,安 全.水温与营养值对水库水华态势的影响［J］.生态环境,2005,14（1）:10～15.

［13］ 周瑞芳.湖泊、水库水质富营养化的发生及治理方案设计［J］.长江工程职业技术学院学报,2010,27（2）:5～6.

［14］ 任川宏,律娅婧,贾京晶.西华大学水源水质检测分析［J］.西华大学学报:自然科学版,2010,29（4）:32～33.

［15］ 蔡继晗,李 凯,郑向勇,等.水产养殖对环境的影响及其防治对策分析［J］.水产养殖,2010,31（5）:32～35.