碳氮比对低温投加介体生物反硝化脱氮的影响

苑宏英; 王雪; 李原玲; 李琦; 张小亚; 何旭东

doi:10.12030/j.cjee.201902025

碳氮比对低温投加介体生物反硝化脱氮的影响

1.
天津城建大学环境与市政工程学院，天津 300384
2.
天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384

作者简介: 苑宏英(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污水、污泥处理及资源化。E-mail：yuanhy-00@163.com

通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy-00@163.com ;

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51308374)；国家重大科技专项(2017ZX07107-002-04)；天津城建大学大学生创新创业项目(201810792085, 201810792008)
中图分类号: X703.1

Effect of carbon-nitrogen ratio on biological denitrification with redox mediator addition at low temperature

1.
School of Environmental and Municipal Engineering, Tianjin Chenjian University, Tianjin 300384, China
2.
Tianjin Key Laboratory of Aquatic Science and Technology, Tianjin 300384, China

Corresponding author: YUAN Hongying, yuanhy-00@163.com ;

摘要: 污水的生物脱氮效果受低温抑制，投加氧化还原介体有利于反硝化过程。采用规格相同的序批式反应器，使用人工配制硝酸盐废水和经过驯化的活性污泥，考察了不同碳源浓度(碳氮比)对低温(10 ℃)投加氧化还原介体1, 2-萘醌-4-磺酸(NQS)污水生物反硝化脱氮过程的影响。结果表明：当碳源浓度(以COD计)为150~400 mg·L⁻¹ (碳氮比为1.8~4.7)时，脱氮效率随碳氮比的升高而升高；当碳源浓度为400~550 mg·L⁻¹ (碳氮比为4.7~6.5)时，脱氮效率随着碳氮比的升高而降低；当碳源浓度为400 mg·L⁻¹ (碳氮比为4.7)左右时效果最好，总氮去除率最高为64.7%。对于脱氮速率，介体强化脱氮速率随着碳氮比的升高而升高。同时，探讨了投加介体污水生物反硝化脱氮的机理，发现投加介体降低了体系的氧化还原电位(ORP)，有利于反硝化脱氮反应的进行。
- 低温 /
- 碳源浓度 /
- 碳氮比 /
- 介体 /
- 生物反硝化脱氮
Abstract: The biological denitrification effect is inhibited by low temperature, while redox mediator addition can ameliorate the biological denitrification. In this study, the sequencing batch reactors with the same scale were used to investigate the effect of carbon source concentrations(carbon-nitrogen ratios) on biological denitrification with redox mediator addition of 1, 2-naphthquinone-4-sulfonic acid (NQS) at low temperature(10 ℃), the corresponding influent and seeding sludge were synthetic wastewater containing ${\rm{NO}}_3^{-}$ and acclimated activated sludge, respectively. The results showed that the denitrification efficiency increased with the increase of carbon-nitrogen ratio when the carbon source concentrations (in terms of COD) were 150~400 mg·L⁻¹ (carbon-nitrogen ratios: 1.8~4.7). However, the denitrification efficiency decreased with the increase of carbon-nitrogen ratio when the carbon source concentrations were 400~550 mg·L⁻¹ (carbon-nitrogen ratios: 4.7~6.5). The highest total nitrogen removal rate of 64.7% was achieved at the carbon source concentration of 400 mg·L⁻¹ (carbon-nitrogen ratio: 4.7). The denitrification rate with redox mediator addition increased with the increase of carbon-nitrogen ratio. The mechanism for biological denitrification improvement may be due to the redox potential (ORP)reduction with redox mediator addition, which was beneficial to biological denitrification.
- low temperature /
- carbon source concentration /
- carbon-nitrogen ratio /
- redox mediator /
- biological denitrification

据统计，2014—2019年全国共发生突发环境事件约1 900起，其中生态环境部直接调度指导处置的突发环境事件434起，水污染事件约占60%^[1-2]。我国水系发达，当发生突发水环境事件时，很大程度上会影响到事发点下游集中式饮用水水源地。因环境污染造成县级城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为重大突发环境事件；因环境污染造成设区的市级以上城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为特别重大突发环境事件^[3]。因此，当遇到可能影响到下游饮用水源地的突发环境事件时，应急处置应格外谨慎。在实际操作过程中宁紧勿松，然而这样也会使事件应急处置难度提高、时间延长、经济代价增大。

我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)^[4]的109项水质项目中，分为地表水环境质量标准基本项目、集中式饮用水地表水源地补充项目和集中式饮用水地表水源地特定项目3类，分别有24项、5项和80项。若非集中式饮用水地表水源地的地表水体中发生突发环境事件，且涉及的污染物类别属于集中式饮用水地表水源地补充项目或特定项目，影响到集中式饮用水地表水源地水质的，则存在执行标准缺失的问题；同时，《地表水环境质量标准》中个别指标严于同类型的世界卫生组织(WHO)或美国国家标准^[5-7]，如锑的浓度限制标准比WHO严格3倍，铊的浓度限制标准比美国严格4倍。

本研究遵循“饮用水源地安全、资源的可持续利用、因地制宜、目标导向、严格控制”的原则，提出了在非集中式饮用水地表水源地执行的容许浓度要求及计算方法，适用于主体为河流及河流型湖库，理论上污染物类别包括所有在河流中不会发生自降解的物质。研究内容是对现行《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)的补充，可为环境应急管理提供参考。

1. 特征污染物容许浓度的计算思路

1.1 特征污染物源强和通量调查与分析的内容

源强调查内容包括：1)流域内各段河流水体中特征污染物浓度采样监测；2)流域内各段河流水体中特征污染物本底值情况调查分析；3)流域各段河流河道底泥中特征污染物情况调查分析。在前述污染物源强调查分析基础上，核算出流域内各段河流特征污染物通量。

1.2 特征污染物容许浓度的计算步骤

1)水域概化。将天然水域概化成顺直河道与稳态水流，将污染源概化成点源，利用合适的数学模型描述水质变化规律。

2)基础资料调查与评价。调查与评价各段水域水文资料(流速、流量、流向、水位等)和水域水质资料，收集污染物排放量与浓度资料、支流资料(支流数量、流量、流速与污染物浓度)等，并进行数据一致性分析，形成数据库。

3)控制点选择。根据水环境功能区划和水域内的水质敏感点位置分析，确定水质控制断面的位置和浓度控制标准。

4)水质模型建立。根据实际情况选择建立水质模型。

5)容许浓度计算。应用设计水文条件和上下游水质限值条件进行水质模型计算，确定水域的水环境容量。充分考虑源头污染物通量、汇入支流污染物通量与河道底泥释放污染物通量等，在保证不影响下游集中式饮用水水源地水质的情况下得出实际环境管理可用的特征污染物容许浓度。

2. 特征污染物容许浓度的计算单元的选择

2.1 计算单元的选择

以流域常规监测断面作为控制节点，将整个区域作为一个整体进行计算，将排入各河段的各种污染物作为输入条件，进行模拟演算。监测断面一定要反映环境敏感点的水质，且要保证出境水质达到下一水域的水质标准。

2.2 计算模型的选择

2.2.1 模型选择

1)零维水质模型。零维水质模型，即污染物进入河道就假设其完全混合均匀(溶解或分散)，且以此均匀体为整体分散(稀释作用)，将污染物泄漏点至环境敏感受体间的河道作为一个整体，污染物在这一整体河道内均匀混合。该模型适用于持久性污染物，河流为恒定流，即流量稳定、水质均匀的河流状态，此时可不考虑污染物进入水体的混合距离。具体见式(1)。

${C}_{0}=({C}_{1}\times Q+q)/Q$

$(1)$

式中：C₀为污染物与河水混合均匀后的质量浓度，mg∙L⁻¹；C₁为上游来水中污染物质量浓度，mg∙L⁻¹；Q为污染物泄漏点至下游某处区段内全部水量，L；q为污染物泄漏量，mg。

2)忽略弥散的一维稳态水质模型。忽略弥散的一维稳态水质模型，即一维稳态稀释、降解综合模式，忽略污染物的纵向弥散系数(在稳态条件下，纵向弥散系数对结果影响小)。该模型适用于非持久性污染物，河流为恒定流。当污染物在河流横向上达到完全混合后，分析污染物在纵向即水流方向输移、转化的变化情况时采用此模型。具体见式(2)

$C={C}_{0}{{\rm{e}}}^{\left(-\tfrac{KL}{86\;400U}\right)}$

$(2)$

式中：C为下游某处污染物质量浓度，mg∙L⁻¹；C₀为污染物初始质量浓度，mg∙L⁻¹；K为污染物的衰减速度常数，d⁻¹；L为污染物泄漏点至下游某处河流长度，m；U为河流流速，m∙s⁻¹。

3)一维动态混合模式。非持久性污染物、非恒定流采用一维动态混合模式。该模型适用于预测任何时刻的水质状况。具体见式(3)和式(4)。

$\left[\frac{\partial \left(Ac\right)}{\partial t}\right]+\left[\frac{\partial \left(qc\right)}{\partial x}\right]=\left[\frac{\partial \left(dA\times \dfrac{\partial c}{\partial t}\right)}{\partial x}\right]+As$

$(3)$

$A=q/u$

$(4)$

式中：A为过水断面面积，m²；u为断面平均流速，m∙s⁻¹；q为流量，m³∙s⁻¹；d为纵向弥散系数，m²∙s⁻¹；c为某污染物在x断面t时刻的质量浓度，mg∙m⁻³；s为各种源和漏的代数和。

从上述公式可以看出，c是一个空间与时间的函数。当已知边界浓度后(即泄漏点位置河道中污染物的浓度)，可根据时间步长和空间步长一步一步向下求解，即可得到c值。

边界浓度(c_bj)与污染物泄漏入河量M、泄漏时间t、河流流量Q等有关，其计算公式见式(5)。

${c}_{{\rm{bj}}}=M/(t\times Q)$

$(5)$

式中：M为污染物泄漏入河的量，g；t为污染物泄漏时间，s；Q为泄漏点断面河道流量，m³∙s⁻¹；c_bj即为c在泄漏点的表征。随着污染物在河道中向下游推移，c是变化的。

以上3种计算数学模型为比较常见的污染物在水中的扩散模型。污染物扩散模型还有很多，比如二维、三维模型等，若是在基础数据及参数齐备的条件下，其预测的准确度会更高。但考虑到突发环境事件的特点，模型所需基础数据的收集比较困难；同时，应急处置应综合考虑最不利条件，有利于应急指挥与调度，因此，在应急处置阶段常常使用的是简单但危险性表征为最大的零维水质模型，即将特征污染物概化为保守物质或持久性污染物(如此设定可忽略特征污染物的自然衰减作用及河道其他物质对特征污染物的衰减作用，其危害性表征为最大)，进入水体后视为完全均匀混合。

2.2.2 容许浓度计算数学模型(零维模型)的变换

容许浓度计算数学模型(零维模型)见式(6)~式(9)。

$C=\frac{T}{86.4Q}$

$(6)$

$T = {T_{\text{总}}} - {T_{\text{支流}}} - {T_{\text{底泥}}}$

$(7)$

$T={T}_{{\text{总}}}-{T}_{{\text{支流}}}-{T}_{{\text{底泥}}}$

$(8)$

${T}_{{\text{支流}}}={\sum }_{n=0}^{n}{C}_{n}{Q}_{n}$

$(9)$

式中：C为预测断面容许质量浓度，mg∙L⁻¹；T为预测断面污染物通量，kg∙d⁻¹；Q为预测断面流量，m³∙s⁻¹；T_总为流域污染物总通量，kg∙d⁻¹；T_支流为预测河段所有汇入支流污染物通量，kg∙d⁻¹；T_底泥为预测河段底泥释放污染物通量，kg∙d⁻¹；C_n为各支流污染物质量浓度，mg∙L⁻¹；Q_n各支流流量，m³∙s⁻¹；n为河流的支流数。

为满足更严格的水质要求，确保下游集中式饮用水水源地水环境安全，降低流域水环境风险，应以集中式饮用水地表水源地水质标准限值为基准，推导出上游各控制断面特征污染物最高容许浓度。同时，要求任一河段执行的容许浓度值不得直接导致其他相关河段特征污染物浓度超过其容许浓度值，当各河段特征污染物稳定低于容许浓度值后，可商请结束本次事件应急状态，解除应急响应。

3. 执行容许浓度的经济社会效益案例分析

以我国西部地区某尾矿库尾矿砂泄漏导致下游河流突发锑污染事件为例，分析了若执行本研究方法计算出的容许浓度时的经济社会效益。

2015年11月23日，我国西部地区某尾矿库因尾矿砂泄漏造成相关流域水体锑污染。该事件锑污染范围涉及A、B、C三省。在该事件的应急处置阶段，由于上游河流没有饮用水源地功能，而我国现行地表水环境质量标准相应功能区划中未设置锑标准，故全流域只能参照“集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值”中的锑限值0.005 mg·L⁻¹执行。而由于历史遗留原因及本次事件泄漏尾矿砂的影响，流域内有约100 km的河道因残存在河床上的尾矿砂中的锑与上覆水不断交换释放，使得各控制断面长时期处于轻度超标状态。为尽快全线达到0.005 mg·L⁻¹的标准限值，解除应急响应状态，当地政府必须加大人力、物力、财力进行控制，加上时处隆冬季节，低温及冰冻天气给现场应急工作造成了极大不便。

通过事后三省的环境应急监测数据分析并通过情景反演分析可知，若此次锑污染事件执行《WHO饮用水水质准则》(第4版，2011年)中关于锑的标准值0.020 mg·L⁻¹，本次突发事件虽难以避免A与B两省省界断面超标，但可避免B和C两省省界断面超标，并可大大缩短应急响应时间。A省自启动应急响应至出省断面锑质量浓度降至0.020 mg·L⁻¹，理论上可提前50 d解除应急响应；B省自A、B两省省界锑质量浓度超过0.020 mg·L⁻¹至B、C两省省界锑质量浓度降至0.020 mg·L⁻¹，理论上，B省可以提前49 d解除应急响应；C省自地表水中锑质量浓度开始超过0.020 mg·L⁻¹至全线降至0.020 mg·L⁻¹，理论上可以提前16 d解除应急响应。因此，若本次事件应急处置过程中执行对环境安全的WHO水质准则，与执行0.005 mg·L⁻¹标准限值相比，本次事件理论上可提前16~50 d解除应急响应，三省均可减少一定量的人力、物力和财力投入。

通过事后统计得知，本次事件直接经济损失总计约6×10⁷元。其中，A省约2×10⁷元，包括管线引水工程、应急监测费用、筑坝拆坝费用、药剂投加费用、引流河槽开挖工程、山泉水引流工程、溢流井临时封堵和加固工程、尾砂/底泥清淤工程、涵洞口应急处置工程、行政费用等10项应急处置费用和财产损失；B省约1.6×10⁷元，包括管线引水工程费用、车辆送水、筑坝拆坝工程费用、药剂投加、水利调蓄、应急监测、应急保障、行政费用等8项应急处置费用和财产损失；C省2.4×10⁷元，包括管线引水、水厂除锑、水源安全、应急监测、车辆送水、行政费用等6项应急处置费用和财产损失。

通过情景反演分析，执行WHO水质准则限值的经济效益呈如下特点。

1)对A省直接经济支出的影响较大。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数50 d)折算，应急监测费用减少约4.5×10⁵元，行政费用支出减少约1.2×10⁶元；应急投药工程按照投药量减少50%计算，支出费用减少约2.65×10⁶元。因此，直接经济损失共减少约4.3×10⁶元。

2)对B省直接经济支出有一定影响。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数49 d)折算，应急监测费用减少约1.65×10⁶元；行政费用支出减少约2.1×10⁶元，故直接经济损失共减少约3.75×10⁶元。

3)对C省的应急支出的影响。理论上C省除开展入境断面的地表水水质监测和水厂除锑工艺改造外，不需要开展管线引水、水源安全、应急监测、车辆送水等应急工程；由此可减少财产损失约1.5×10⁵元，管线饮水工程费用减少约8.9×10⁶万元，车辆送水工程费用减少约9×10⁵元，应急水源保障工程费用减少约4.7×10⁶元，应急监测费用减少约2.85×10⁶元，应急行政费用减少约8×10⁵元。因此，直接经济损失共减少约1.83×10⁷元。

综上所述，如果此次事件中锑执行WHO水质准则限值0.02 mg·L⁻¹，与执行0.005 mg·L⁻¹标准限值相比，三省直接经济损失可减少约2.635×10⁷元，约占实际直接经济损失(6×10⁷元)的44%。若此次突发锑污染事件应急处置中饮用水源地上游各河段执行本研究提出的阶梯式容许浓度(浓度值0.005 0~0.120 0 mg·L⁻¹)，同样可大幅缩减应急处置时间并减少经济损失，而且此浓度范围能够保证下游集中式饮用水源地水质安全，并符合相应地区水环境功能区划要求。

4. 结语

根据笔者所在研究团队亲历的多宗突发环境事件积累的经验，将集中式饮用水源地的污染物标准嫁接到非饮用水源地会导致标准偏于严格，因而有必要制定基于水环境风险控制的应急处置阶段的环境质量标准体系，以便最大限度地缩短应急处置时间，并降低应急处置成本。

当突发环境事件发生时，若采用阶梯式容许浓度应对事件处置，可在大幅度缩减应急响应时间的基础上，减少应急投药量，缓解投加的药剂对河道水生生态的影响，缩短生态恢复时长，减少对人民群众生产生活的影响，更多地保障群众利益和社会和谐稳定。同时，使用阶梯式容许浓度，可促使地方政府调整产业结构、优化产业布局，充分考虑水环境承载能力，在保证产业发展前提下淘汰落后的生产工业装备和技术。

图 1 实验装置图

Figure 1. Diagram of experimental device

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图 2 NO_x-N脱氮速率的变化

Figure 2. Change of NO_x-N denitrification rate

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图 3 样本群落结构情况

Figure 3. Structure of sample community

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表 1 实验用水成分

Table 1. Compositions of experimental wastewater

名称	质量分数/%	名称	质量分数/%
C₃H₅O₂Na	16.230 3	ZnSO₄	0.015 7
KNO₃	44.785 9	MnSO₄	0.036 2
KH₂PO₄	16.230 3	Na₂MoO₄·2H₂O	0.008 0
MgSO₄	12.172 7	CuSO₄·5H₂O	0.009 1
CaCl₂·5H₂O	10.143 9	CoCl₂·6H₂O	0.008 8
FeSO₄	0.304 3	EDTA	0.054 8

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表 2 碳源浓度(碳氮比)

Table 2. Carbon source concentration (carbon-nitrogen ratio)

碳氮比等级	NQS介体投加量/(μmol·L⁻¹)	碳源浓度/(mg·L⁻¹)	碳氮比(C/N)
低	0	250	2.9
低	100	150	1.8
低	100	250	2.9
低	100	325	3.8
中等	0	475	5.6
中等	100	400	4.7
中等	100	475	5.6
中等	100	550	6.5

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表 3 常规分析项目及检测方法

Table 3. Routine analysis items and testing methods

编号	分析项目	分析方法	所用仪器与设备
1	MLSS	重量法	烘箱和电子天平
2	MLVSS	重量法	烘箱、马弗炉和电子天平
3	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	紫外分光光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
4	${\rm{NO}}_2^{-}$ -N	N-(1-萘基)-乙二胺光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
5	TN	过硫酸钾氧化紫外分光光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
6	ORP	铂电极测定	WTW, Multi-340i, 在线监测
7	SCOD	重铬酸钾法	—

编号	分析项目	分析方法	所用仪器与设备
1	MLSS	重量法	烘箱和电子天平
2	MLVSS	重量法	烘箱、马弗炉和电子天平
3	${\rm{NO}}_3^{-}$ -N	紫外分光光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
4	${\rm{NO}}_2^{-}$ -N	N-(1-萘基)-乙二胺光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
5	TN	过硫酸钾氧化紫外分光光度法	T6新世纪紫外可见分光光度计
6	ORP	铂电极测定	WTW, Multi-340i, 在线监测
7	SCOD	重铬酸钾法	—

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表 4 不同C/N各反应器脱氮效率

Table 4. Nitrogen removal efficiencies under different carbon-nitrogen ratios

C/N	NQS介体投加量/(μmol·L⁻¹)	硝酸盐氮最大去除率/%	亚硝酸盐氮最大积累率/%	总氮最大去除率/%
2.9	0	22.2	19.7	13.0
1.8	100	11.7	10.9	17.4
2.9	100	33.7	24.0	30.8
3.8	100	54.0	23.8	53.6
5.6	0	53.2	10.0	64.4
4.7	100	64.3	10.7	64.7
5.6	100	63.0	19.4	64.4
6.5	100	65.5	13.3	64.2

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表 5 不同C/N各反应器SCOD去除率的变化

Table 5. Change of SCOD removal rate under different carbon-nitrogen ratio

反应时间/min	去除率/%
反应时间/min	C/N=2.9(空白)	C/N=1.8	C/N=2.9	C/N=3.8	C/N=5.6(空白)	C/N=4.7	C/N=5.6	C/N=6.5
0.5	0	0	0	0	0	0	0	0
5	11.8	13.7	22.7	30.8	35.6	43.4	44.0	39.2
10	22.5	31.4	37.5	41.9	54.8	64.6	64.2	59.5
30	42.7	45.1	75.0	81.2	60.3	69.9	66.5	78.5
120	66.3	73.5	82.4	84.6	69.4	77.9	72.0	81.0
360	68.5	72.5	86.4	85.5	73.5	81.4	77.1	87.3
660	89.9	78.4	87.5	87.2	75.8	92.9	87.2	94.9

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表 6 不同C/N对ORP的影响

Table 6. Effect of different carbon-nitrogen ratio on ORP

反应时间/min	ORP/mV
反应时间/min	C/N=2.9(空白)	C/N=1.8	C/N=2.9	C/N=3.8	C/N=5.6(空白)	C/N=4.7	C/N=5.6	C/N=6.5
0.5	40	5	−28	−53	−57	−67	−84	−117
5	−31	−54	−81	−96	−65	−72	−109	−149
10	−65	−70	−99	−123	−80	−81	−120	−157
30	−78	−89	−121	−142	−104	−102	−135	−169
120	−132	−136	−155	−164	−133	−144	−165	−234
360	−75	−101	−155	−172	−195	−214	−233	−259
660	−75	−100	−146	−201	−190	−206	−238	−250

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表 7 样品中微生物群落组成

Table 7. Composition of microbial community in samples %

微生物名称	原污泥L₀	低温未加介体L₁	低温加介体L₂
黄单胞菌目(Xanthomonadales norank)	3	9	10
厌氧绳菌科(Anaerolineaceae uncultured)	2	9	11
丛毛单胞菌科(Comamonadaceae unclassified)	3	8	6
红环菌科(Rhodocyclaceae uncultured)	1	7	6
腐螺旋菌科(Saprospiraceae uncultured)	4	1	3
索氏菌属(Thauera)	1	3	4
屈挠杆菌属(Flexibacter)	5	6	5
副球菌属(Paracoccus)	1	0	0
假单胞菌属(Pseudomonas)	0	1	1
硫杆菌属(Thiobacillus)	1	0	0
其他(Others)	79	56	54

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1. 特征污染物容许浓度的计算思路
1.1 特征污染物源强和通量调查与分析的内容
1.2 特征污染物容许浓度的计算步骤
2. 特征污染物容许浓度的计算单元的选择
2.1 计算单元的选择
2.2 计算模型的选择
3. 执行容许浓度的经济社会效益案例分析
4. 结语

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《2017中国环境状况公报》显示，以地下水含水系统为单元，以浅层地下水和中深层地下水为对象，监测结果中主要超标物质为“三氮”(亚硝酸盐氮、氨氮和硝酸盐氮)，且污染情况较重^[1]。氮素作为生物生长的必需元素，是造成缓流水体富营养化的原因之一^[2-3]。未经处理或处理不达标的含氮废水排放到水体中，会带来一系列的危害：湖泊、水库等缓流水体的富营养化，河流发黑发臭，水生生物大量死亡；硝态氮在人体肠道中可以被还原成亚硝态氮，对生物体有致癌、致变和致畸的作用^[4]，严重威胁人体健康。

从废水中除去氮有多种方法，目前利用生物进行脱氮的技术被公认为是最经济有效的脱氮方法^[5]，但温度会影响污水脱氮的效果。微生物正常生长的最佳水温为20~35 ℃，当温度≤15 ℃时(即属于低温)，反硝化细菌的增殖代谢速率将降低，致使反硝化速率也降低^[6]。在我国，由于一些生产工艺流程条件、区域性气候或是季节性等原因，无法避免在低温下排放污水^[7]。如东北地区，冰冻期长达6个月，这样会使得污水生物脱氮过程在较长低温时段内效率变差，影响污水的处理达标。

目前，为了保证我国秋冬季污水中氮的排放达标，寒冷地区低温污水的处理一般采用改良传统工艺^[8]、投加药剂^[9]、降低污泥负荷、培养硝化细菌^[10]或者将构筑物建于室内等措施。还有许多国内外学者对具有醌型结构的氧化还原介体的催化作用进行研究^{[9, 11-13]}。氧化还原介体，也可称为电子穿梭体，具有可逆地被氧化和还原的功能，能够使反应速率成倍增加来加速反应的进行^[9]。ARANDA-TAMAURA等^[11]研究了二磺酸基蒽醌(AQDS)和1, 2-萘醌-4-磺酸(NQS)同步去除S和N的情况，并得出了NQS对N和S去除效果明显的结论。在低温10 ℃条件下，投加介体NQS时的脱氮效率与不投加介体的空白组对比，提高了1.5倍。赵丽君等^[12]研究证明，投加蒽醌-2-磺酸钠(AQS)介体的反硝化过程能够促进亚硝酸盐转化为N₂O。李海波等^[13]在35 ℃条件下，投加蒽醌-2, 6-二磺酸钠(AQDS)、蒽醌-2-磺酸钠(AQS)、蒽醌-1-磺酸结构(α-AQS)和蒽醌-1, 5-二磺酸钠(1, 5-AQDS) 4种介体，当浓度均为240 μmol·L⁻¹时，可提高硝态氮降解效率1.14~1.63倍。虽然氧化还原介体强化生物脱氮的研究较多，但对于氧化还原介体调控低温反硝化过程的相关研究还比较少。

课题组前期研究表明，在低温条件下投加氧化还原介体，有利于生物的反硝化脱氮^[14]，且最佳碳源为丙酸钠，但脱氮效果最好时投加丙酸钠的最佳剂量还尚未明确^[15]。本研究投加课题组前期筛选出的浓度为100 μmol·L⁻¹的氧化还原介体1, 2-萘醌-4-磺酸钠(NQS)^[16]，考察低温条件下碳源浓度(碳氮比)不同时对污水生物反硝化脱氮过程的影响，并利用生物化学手段(分析氧化还原电位的改变及微生物的测定)初步探讨低温引入介体强化污水生物反硝化脱氮过程的影响机制，以期提高实际污水处理的脱氮效率，为寒冷地区冬季低温条件下氮的生物去除提供参考。

3. 结论

1)在低温(10 ℃)条件下，投加介体NQS，当C/N为1.8~3.8时，介体强化脱氮效率随C/N的升高而升高；当C/N为4.7~6.5时，介体强化脱氮效率随C/N的升高而降低。

2)当C/N为1.8~6.5时，介体强化脱氮速率随着C/N的升高而升高；但在低C/N条件时，介体的强化作用更明显。综合考虑脱氮效果并结合经济因素分析，当C/N为4.7左右时，脱氮效果最佳。

3)介体的投加改变了氧化还原电位的大小，在投加介体的反应系统中，氧化还原电位始终低于空白反应，这有利于反硝化脱氮反应的进行。随着脱氮效率的增加，体系ORP不断下降，推测介体可能通过加速ORP的降低来加快脱氮过程。

4)经过培养驯化的活性污泥具有良好的脱氮优势。在低温条件下，投加氧化还原介体有利于索氏菌属的生长。

参考文献 (19)

碳氮比对低温投加介体生物反硝化脱氮的影响

作者简介: 苑宏英(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污水、污泥处理及资源化。E-mail：yuanhy-00@163.com

通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy-00@163.com ;

Effect of carbon-nitrogen ratio on biological denitrification with redox mediator addition at low temperature

Corresponding author: YUAN Hongying, yuanhy-00@163.com ;

1. 特征污染物容许浓度的计算思路

1.1 特征污染物源强和通量调查与分析的内容

1.2 特征污染物容许浓度的计算步骤

2. 特征污染物容许浓度的计算单元的选择

2.1 计算单元的选择

2.2 计算模型的选择

2.2.1 模型选择

2.2.2 容许浓度计算数学模型(零维模型)的变换

3. 执行容许浓度的经济社会效益案例分析

4. 结语

期刊类型引用(8)

其他类型引用(9)

计量

出版历程

碳氮比对低温投加介体生物反硝化脱氮的影响

通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy-00@163.com ;

作者简介: 苑宏英(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污水、污泥处理及资源化。E-mail：yuanhy-00@163.com 1. 天津城建大学环境与市政工程学院，天津 300384 2. 天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384

English Abstract

Effect of carbon-nitrogen ratio on biological denitrification with redox mediator addition at low temperature

Corresponding author: YUAN Hongying, yuanhy-00@163.com ;

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 运行条件及实验用水

1.3. 分析方法

1.4. DNA提取和PCR扩增

1.5. MiSeq测序数据统计分析及多样性分析

2.1. 生物反硝化的脱氮效率

2.2. 生物反硝化脱氮速率

2.3. 生物反硝化SCOD的去除

2.4. 探讨投加介体污水生物反硝化脱氮反应的机理

目录

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 运行条件及实验用水

1.3. 分析方法

1.4. DNA提取和PCR扩增

1.5. MiSeq测序数据统计分析及多样性分析

2.1. 生物反硝化的脱氮效率

2.2. 生物反硝化脱氮速率

2.3. 生物反硝化SCOD的去除

2.4. 探讨投加介体污水生物反硝化脱氮反应的机理

作者简介: 苑宏英(1974—)，女，博士，教授。研究方向：污水、污泥处理及资源化。E-mail：yuanhy-00@163.com
1. 天津城建大学环境与市政工程学院，天津 300384

2. 天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384