底泥微生物活性对蓝藻水华水柱及沉积物间隙水氮磷分布的影响_孙芳

污水处理生物脱氮除磷工艺

污水处理生物脱氮除磷工艺 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有降,至好氧段,随着硝化的进行,NH3-N逐渐降低。在缺氧段,由于内回流带入大量NO3-N,NO3-N瞬间升高,但随着反硝化的进行,NO3-N浓度迅速降低。在好氧段,随着硝化的进行,NO3-N浓度逐渐升高。 二、A-A-O脱氮除磷系统的工艺参数及控制 A-A-O生物脱氮除磷的功能是有机物去除、脱氮、除磷三种功能的综合,因而其工艺参数应同时满足各种功能的要求。如能有效地脱氮或除磷,一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相互矛盾的,具体体现的某些参数上,使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内,这也是A-A-O系统工艺系统控制较复杂的主要原因。 1.F/M和SRT。完全生物硝化,是高效生物脱氮的前提。因而,F/M(污泥负荷)越低,SRT(污泥龄)越高。脱氮效率越高,而生物除磷则要求高F/M低SRT。A-A-O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺,可以以脱氮为重点,也可以以除磷为重点,当然也可以二者兼顾。如果既要求一定的脱氮效果,也要求一定的除磷效果,F/M一般应控制在0.1-0.18㎏ BOD5/(kgMLVSS·d),SRT一般应控制在8-15d。

污水处理工艺中如何进行脱氮除磷

污水处理工艺中如何进行脱氮除磷？ 氮、磷的主要危害：一是受纳水体富营养化；二是影响水源水质，增加给水处理成本；三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步： 1、氨化作用，即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中，氨化作用进行得很快，无需采取特殊的措施。 2、硝化作用，即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐，然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段，,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中,在不同微生物菌群作用下,使污水中的有机物、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式，因其构造简单、易于维护管理，很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和Ｔ型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能，但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池，在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区，形成改良型氧化沟，便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法，降解有机物，属循环式活性污泥法范围，主要是好氧活性污泥，回流到反应池前部的污泥吸附区，回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究，新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求，污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。

土壤微生物量碳测定方法

土壤微生物量碳测定方法及应用 土壤微生物量碳（Soil microbial biomass）不仅对土壤有机质和养分的循环起着主要作用，同时是一个重要活性养分库，直接调控着土壤养分（如氮、磷和硫等）的保持和释放及其植物有效性。近40年来，土壤微生物生物量的研究已成为土壤学研究热点之一。由于土壤微生物的碳含量通常是恒定的，因此采用土壤微生物碳(Microbial biomass carbon, Bc)来表示土壤微生物生物量的大小。测定土壤微生物碳的主要方法为熏蒸培养法（Fumigation-incubation, FI）和熏蒸提取法（Fumigation-extraction, FE）。 熏蒸提取法（FE法） 由于熏蒸培养法测定土壤微生物量碳不仅需要较长的时间而且不适合于强酸性土壤、加 入新鲜有机底物的土壤以及水田土壤。Voroney (1983)发现熏蒸土壤用·L-1K 2SO 4 提取液提取 的碳量与生物微生物量有很好的相关性。Vance等(1987)建立了熏蒸提取法测定土壤微生物 碳的基本方法：该方法用·L-1K 2SO 4 提取剂（水土比1：4）直接提取熏蒸和不熏蒸土壤，提取 液中有机碳含量用重铬酸钾氧化法测定；以熏蒸与不熏蒸土壤提取的有机碳增加量除以转换 系数K EC (取值来计算土壤微生物碳。 Wu等（1990）通过采用熏蒸培养法和熏蒸提取法比较研究，建立了熏蒸提取——碳自动一起法测定土壤微生物碳。该方法大幅度提高提取液中有机碳的测定速度和测定结果的准确度。 林启美等（1999）对熏蒸提取-重铬酸钾氧化法中提取液的水土比以及氧化剂进行了改进，以提高该方法的测定结果的重复性和准确性。 对于熏蒸提取法测定土壤微生物生物碳的转换系数K EC 的取值，有很多研究进行了大量的 研究。测定K EC 值的实验方法有：直接法（加入培养微生物、用14C底物标记土壤微生物）和间接法（与熏蒸培养法、显微镜观测法、ATP法及底物诱导呼吸法比较）。提取液中有机碳的 测定方法不同（如氧化法和仪器法），那么转换系数K EC 取值也不同，如采用氧化法和一起法 K EC 值分别为（Vance等，1987）和（Wu等，1990）。不同类型土壤（表层）的K EC 值有较大不 同，其值变化为（Sparling等，1988，1990；Bremer等，1990）。Dictor等（1998）研究表 明同一土壤剖面中不同浓度土层土壤的转换系数K EC 有较大的差异，从表层0-20cm土壤的K EC 为，逐步降低到180-220cm土壤的K EC 为。 一、基本原理 熏蒸提取法测定微生物碳的基本原理是：氯仿熏蒸土壤时由于微生物的细胞膜被氯仿破 坏而杀死，微生物中部分组分成分特别是细胞质在酶的作用下自溶和转化为K 2SO 4 溶液可提取 成分（Joergensen,1996）。采用重铬酸钾氧化法或碳-自动分析仪器法测定提取液中的碳含量，以熏蒸与不熏蒸土壤中提取碳增量除以转换系数K EC 来估计土壤微生物碳。 二、试剂配制 （1）硫酸钾提取剂（·L-1）：取分析纯硫酸钾溶解于蒸馏水中，定溶至10L。由于硫酸钾较难溶解，配制时可用20L塑料桶密闭后置于苗床上（60-100rev·min-1）12小时即可完全溶解。 （2） mol·L-1（1/6K 2Cr 2 O 7 ）标准溶液：称取130℃烘2-3小时的K 2 Cr 2 O 7 （分析纯）9.806g 于1L大烧杯中，加去离子水使其溶解，定溶至1L。K 2Cr 2 O 7 较难溶解，可加热加快其溶 解。 （3） mol·L-1（1/6K 2Cr 2 O 7 ）标准溶液：取经130℃烘2-3小时的分析纯重铬酸钾4.903g， 用蒸馏水溶解并定溶至1L。

污水脱氮除磷机理

浅谈生活污水脱氮除磷研究 摘要：介绍了污水中氮磷的来源和危害，污水脱氮除磷的机理以及几种常用的生活污水脱氮除磷工艺，分析了其优缺点，并介绍了相关污水脱氮除磷的研究。 关键词：生活污水脱氮除磷 1 前言 氮和磷是生物重要营养源。随着人口的持续增长和人们生活水平的不断提高，生活污水人均排放量持续增加，加之洗涤剂的普遍使用，以及二级生化处理城市污水出水中氮磷含量较高，排入水体后使受纳水体中氮、磷含量增加，蓝、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，水质恶化。我国淮河流域、太湖、巢湖、滇池等水体富营养化严重，近海岸每年发生的十多起大面积的赤潮，严重影响水生生物和人体健康。 大量氮、磷化合物进入水体后加速水体的富营养化进程，降低了水体的经济价值和美学价值，破坏水体生态环境，影响供水水质等；消耗水体中的溶解氧，不利于水体质量的改善以及鱼类的生存；降低氯的消毒效率，大大增加氯的消耗量，同时对人类的健康存在着潜在的危害。 因此，解决氮磷污染问题对解决我国水环境污染问题具有重大意义。 2 污水脱氮除磷机理 污水中氮的存在形式主要有氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮，可通过物理法、化学法和生物法去除。常用的物化方法有氨吹脱法、化学沉淀法、折点加氯法、选择性离子交换法和催化氧化法。污水中磷的存在形态主要是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷，其去除方法主要有混凝沉淀法、结晶法和生物法。由于生物脱氮除磷被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法，且生活污水的可生化性好，因此，目前污水脱氮除磷大多采用生物法。 2.1生物脱氮机理 污水生物处理脱氮过程主要是氮的转化，即同化、氨化、硝化和反硝化。 （1）同化作用在生物处理过程中，污水中的一部分氮（氨氮或有机氮）被同化成微生物细胞的组成成分。同化作用的氨氮去除率一般为8%～20%。 （2）氨化作用污水中的含氮有机物（一般动物、植物和微生物残体以及

湖泊富营养化治理与蓝藻水华控制

湖泊富营养化治理与蓝藻水华控制 湖泊富营养化治理与 蓝藻水华控制 ■孔繁翔中国科学院南京地理与湖泊研究所 摘要:经济的突飞猛进伴随着生态环境的急剧恶化,使得人们的生存经受着强烈的考验.而当今污染体现严重的蓝藻水华 中含有大量的微囊藻毒素,对人们构成了极大的危害.本文讨论了蓝藻水华的成因和危害等,并从外源削减与控制,内源 削减与控制,湖内水生生态系统恢复与重建等方面阐述了富营养化湖泊治理的途径. 关键词:湖泊;富营养化;蓝藻水华;治理;控制 湖泊的结构与功能及其富营养化 1.湖泊的概述及其结构 湖泊是陆地表面具有一定规模的天 然洼地的蓄水体系,是湖盆,湖水以及水 中物质组合而成的自然综合体.我国是 一 个多湖泊的国家,湖泊面积在1kmz 以上的有2300余个,总面积为71787 km,占全国总面积的8%左右. 2.湖泊的功能 湖泊是重要的国土资源,具有调节 河川1径流,发展灌溉,提供工业和饮用 的水源,繁衍水生生物,沟通航运,改善 区域生态环境以及开发矿产等多种功 能,在国民经济的发展中发挥着重要作 用.①湖泊能蓄积水量,调节河川1径流.

②湖泊能调节气候.③湖泊蕴藏了丰富的水力资源.④湖泊的航运作用.⑤湖 泊的物质资源.⑥湖泊的旅游资源. 3.湖泊的富营养化 湖泊的富营养化问题是由于人类 活动造成的,如低水平的制造业产生的工业废水,现代化农业生产中大量流失的农药,化肥,未经处理的城镇生活污水,高密度水产养殖遗留的剩余饵料, 以及航运,旅游等水上活动产生的一些污染物,都造成了富营养物质大量输入湖泊.湖泊生态系统本身是有一定的自净能力的,如水草,芦苇,沉水植物,湖 畔湿地等都是天然的净化器.而现在由于人类对湖泊的围垦,湖泊沿岸的水利工程等都破坏了湖泊的自净系统.从而造成营养源的输出途径减少,营养物质大量过剩,最终形成富营养化. 目前一般认为,富营养化的定义是 湖泊在自然因素和(或)人类活动影响下,因氮磷等营养物质含量过多,造成水体生产力从低向高营养状态过渡的一种现象或趋势[总氮(TN)达0.2mg/L, 总磷(TP)达0.02mg/L].1991年: 122个湖泊中,51%富营养化,2005年: 133个湖泊中,88.6%富营养化.61%国 控重点湖(库)水质为V类和劣V类. 富营养化最直接的表现就是蓝藻 水华的暴发.蓝藻是水中的浮游植物,

常见的微生物检测方法

常见的微生物检测 方法

摘要：微生物的检测，无论在理论研究还是在生产实践中都具有重要的意义，本文分生长量测定法，微生物计数法，生理指标法和商业化快速微生物检测简要介绍了利用微生物重量，体积，大小，生理代谢物等指标的二十余种常见的检测方法，简要介绍了这些方法的原理，应用范围和优缺点。 概述： 一个微生物细胞在合适的外界条件下，不断的吸收营养物质，并按自己的代谢方式进行新陈代谢。如果同化作用的速度超过了异化作用，则其原生质的总量（重量，体积，大小）就不断增加，于是出现了个体的生长现象。如果这是一种平衡生长，即各细胞组分是按恰当的比例增长时，则达到一定程度后就会发生繁殖，从而引起个体数目的增加，这时，原有的个体已经发展成一个群体。随着群体中各个个体的进一步生长，就引起了这一群体的生长，这可从其体积、重量、密度或浓度作指标来衡量。微生物的生长不同于其它生物的生长，微生物的个体生长在科研上有一定困难，一般情况下也没有实际意义。微生物是以量取胜的，因此，微生物的生长一般指群体的扩增。微生物的生长繁殖是其在内外各种环境因素相互作用下的综合反映。因此生长繁殖情况就可作为研究各种生理生化和遗传等问题的重要指标，同

时，微生物在生产实践上的各种应用或是对致病，霉腐微生物的防治都和她们的生长抑制紧密相关。因此有必要介绍一下微生物生长情况的检测方法。既然生长意味着原生质含量的增加，因此测定的方法也都直接或间接的以次为根据，而测定繁殖则都要建立在计数这一基础上。微生物生长的衡量，能够从其重量，体积，密度，浓度，做指标来进行衡量。 生长量测定法 体积测量法：又称测菌丝浓度法。 经过测定一定体积培养液中所含菌丝的量来反映微生物的生长状况。方法是，取一定量的待测培养液（如10毫升）放在有刻度的离心管中，设定一定的离心时间（如5分钟）和转速（如5000 rpm），离心后，倒出上清夜，测出上清夜体积为v，则菌丝浓度为（10-v）/10。菌丝浓度测定法是大规模工业发酵生产上微生物生长的一个重要监测指标。这种方法比较粗放，简便，快速，但需要设定一致的处理条件，否则偏差很大，由于离心沉淀物中夹杂有一些固体营养物，结果会有一定偏差。 称干重法：

我国典型浅水湖泊蓝藻水华治理技术研究进展

第10卷 第8期 中 国 水 运 Vol.10 No.8 2010年 8月 China Water Transport August 2010 收稿日期：2010-05-17 作者简介：宋益峰（1978-），浙江海盐人，学士，上海市金山区水文站助理工程师，主要从事水环境监测与治理研究。 我国典型浅水湖泊蓝藻水华治理技术研究进展 宋益峰1 ，兰 林2 ，吴 江3 （1上海市金山区水文站，上海 201508；2江苏省水利厅，江苏 南京 210029； 3太仓市环境监测站，江苏 太仓 215400） 摘 要：蓝藻水华成为我国浅水湖泊的重大水环境问题。根据蓝藻水华的形成机制，采取相应控制技术减少其带来的影响具有重要的生态和环境意义。文中综述了目前我国典型浅水湖泊蓝藻水华治理中物理控制法、化学控制法、生物控制法的研究进展。 关键词：浅水湖泊；蓝藻水华；治理技术 中图分类号：X524 文献标识码：A 文章编号：1006-7973（2010）08-0154-02 一、前言 我国目前66%以上的湖泊、水库处于富营养化的水平，其中重富营养和超富营养的占22%，富营养化成为我国湖泊目前与今后相当长一段时期内的重大水环境问题[1]。与湖泊富营养化相伴随的一个普遍现象就是蓝藻水华[2]，蓝藻水华广泛地存在于淡水生态系统中并产生一系列严重的水环境问题[3]。蓝藻水华控制是世界性难题[4~6]，迄今采用的控制蓝藻水华的技术有几种：物理控制法、化学控制法和生物控制法。 二、蓝藻物理强化控制技术 1．机械除藻技术 机械除藻技术包括移动式富集湖面蓝藻“水华”技术、气浮捕集蓝藻“水华”技术。沈银武等[7]利用振动重力斜筛、旋振筛和卧螺离心脱水方法，在单机运行的条件下，在滇池于2001年4月和9月的145天中开机1,700h，共收获富藻水17,000m 3，折合干重为325t。试验区收获的蓝藻干粉经检测其平均总氮(N)为8.51％；总磷(P)为0.49％、总钾(K)0.70%和粗有机物43.47％。依此结果计算，相当于从试验区取出氮(N) 27.66 t、磷(P) 1.6t、钾(K ) 2.28 t 和粗有机物141.28t。有效降低了富营养化湖泊的氮、磷等水平和减轻或缓解了大量暴发的蓝藻生物量。 2．水动力控藻技术 吴张永等[8]对流体动力处理蓝藻技术进行了前期室内试验研究，发现实验条件下除藻率可达100%，且不会对水体造成二次污染。太湖在闾江口到马山岛之间马围长堤附近修建马山大桥，把大堤打通，沟通马山西的太湖与梅梁湖、贡湖、五里湖的水流，促使流入口袋的水流，从袋底顺利流入西太湖，促使湖水在夏季向西北部分流，冬季西太湖水流灌入两湖以冲洗滞水。如此可把两湖与西太湖整体形成循环水流，以使湖水通过自净、分流促使快速换水，抑制蓝藻暴发。 3．超声波控藻技术 超声波技术是近年来发展起来的一种新型的环境技术，被称为环境友好技术[9]，具有操作和控制容易，便于引进自动化操作手段，在处理中不引入其他化学物质，而且反应条件温和，反应速度快等优点。功率超声在水体中空化效应产 生的高压、冲击波、声流和剪切力能够有效破坏藻类的细胞结构，抑制叶绿素的合成，降低蓝藻细胞类囊体膜上藻胆蛋白和某些酶的活性。目前有研究将超声波技术应用于自然水体，通过超声短时间的辐照抑制水体中藻类的生长，从而达到控制水华爆发的目的[10]。 三、太湖蓝藻化学强化控制技术 1．湖底充气扬水筒技术 扬水筒技术，将积聚于表层的藻类驱赶至水库底层，由于光照极低以及温度骤降等原因，藻类失去活性而逐渐消亡，并能显著降低水库底层铁、锰浓度。在荷兰阿姆斯特丹Nieuwe Meer 水库中，扬水筒技术实施结果得到证明：其生物量降低为未处理前的1/20，藻类种群结构也由原先以蓝藻为主转变为硅藻、绿藻为主；此外整个水体中的溶解氧浓度可一直维持在5mg/l 左右，从而扩充了鱼类的生存空间。 2．黏土除藻技术 黏土除藻华技术最早来源于絮凝原理，曾被作为在海洋赤潮暴发时的一种应急技术，取得了一定的效果。早在1997年，就有专家在国际权威科学期刊《自然》上撰文指出，使用黏土除藻可能是治理藻华的最有发展前途的方法。但由于絮凝除藻机理不清、黏土投量太大、藻华复发和二次污染等问题，许多将黏土除藻技术应用于淡水湖泊中清除藻华的尝试一直没有成功，其技术定位为应急措施。 潘纲等[11]通过改性黏土的快速除藻除浊作用启动并强化沉积物中的生物地球化学反应使其自动地进行长期连锁的健康修复过程，发展了既能快速消除水华又能长期治理湖泊富营养化的一系列改性黏土技术。通过对26种不同黏土与藻细胞之间多项絮凝性质的研究发现高效黏土絮凝除藻的黏土架桥网捕作用，根据上述科学发现在架桥网捕性能方面对黏土进行改性，结果改性后的黏土不仅特别适合于淡水藻华的清除，而且黏土的投入量也从国际先进的200mg/l，降到了10mg/l，除藻效率达到95％以上。这种环境友好的天然改性剂可以使各种原先不具有除藻能力的当地黏土/沉积物变成高效除藻剂。 3．化学除藻剂

土壤微生物测定方法

土壤微生物测定 土壤微生物活性表示土壤中整个微生物群落或其中的一些特殊种群状态，可以反映自然或农田生态系统的微小变化。土壤微生物活性的表征量有:微生物量、C/N、土壤呼吸强度和纤维呼吸强度、微生物区系、磷酸酶活性、酶活性等。 测定指标： 1、土壤微生物量(MierobialBiomass，MB) 能代表参与调控土壤能量和养分循环以及有机物质转化相对应微生物的数量，一般指土壤中体积小于5Χ103um3的生物总量。它与土壤有机质含量密切相关。 目前，熏蒸法是使用最广泛的一种测定土壤微生物量的方法阎，它是将待测土壤经药剂熏蒸后，土壤中微生物被杀死，被杀死的微生物体被新加人原土样的微生物分解(矿化)而放出CO2，根据释放出的CO2:的量和微生物体矿化率常数Kc可计算出该土样微生物中的碳量。 因此碳量的大小就反映了微生物量的大小。 此外，还有平板计(通过显微镜直接计数)、成份分析法、底物诱导呼吸法、熏蒸培养法(测定油污染土壤中的微生物量—碳。受土壤水分状况影响较大，不适用强酸性土壤及刚施 用过大量有机肥的土壤等)、熏蒸提取法等，均可用来测定土壤微生物量。 熏蒸提取-容量分析法 操作步骤： （1）土壤前处理和熏蒸 （2）提取 -1K2SO 4（图将熏蒸土壤无损地转移到200mL聚乙烯塑料瓶中，加入100mL0.5mol·L 水比为1:4；w：v），振荡30min（300rev·min -1），用中速定量滤纸过滤于125mL塑料瓶中。熏蒸开始的同时，另称取等量的3份土壤于200mL聚乙烯塑料瓶中，直接加入100mlL0.5mol·L -1K2SO4提取；另作3个无土壤空白。提取液应立即分析。 （3）测定 吸取10mL上述土壤提取液于150mL消化管（24mmх295mm）中，准确加入10mL0.018 mol·L -1K2Cr2O7—12mol·L-1H2SO4溶液，加入2~3玻璃珠或瓷片，混匀后置于175±1℃ 磷酸浴中煮沸10min（放入消化管前，磷酸浴温度应调至179℃，放入后温度恰好为175℃）。冷却后无损地转移至150mL三角瓶中，用去离子水洗涤消化管3~5次使溶液体积约为80mL， 加入一滴邻菲罗啉指示剂，用0.05mol·L -1硫酸亚铁标准溶液滴定，溶液颜色由橙黄色 变 为蓝色，再变为红棕色，即为滴定终点。 （4）结果计算

污水处理生物除磷工艺.

污水处理生物除磷工艺 （一）缺氧好氧活性污泥法(A/O工艺） 当以除磷为主时，可采用无内循环的厌氧/好氧工艺，基本工艺流程如下图所示。 厌氧/好氧工艺流程 1. 设计参数 A/O工艺生物除磷设计参数见下表 A/O工艺生物除磷设计参数 2. 工艺计算 缺氧好氧活性污泥法生物除磷的工艺计算包括厌氧池（区）容积、好氧池（区）容积。具体计算公式见下表。

A/O工艺生物除磷容积基计算公式 （二）弗斯特利普( Phostrip) 除磷工艺 Phostrip工艺是由Levin在1965年首先提出的，该工艺是在回流污泥的分流 管线上增设一个脱磷池和化学沉淀池而构成的，其工艺流程见下图。

该工艺将在常规的好氧活性污泥法工艺中增设厌氧释磷池和化学沉淀池。工艺流程为：部分回流污泥（约为进水量的10%~20% )通过旁流进入厌氧池，在厌氧池中的停留时间为8~ 12h, 使磷由固相中释放，并转移到水中；脱磷后的污泥问流到好氧池中继续吸磷，厌氧池上清液含有高浓度磷（可高达100mg/L 以上），将此上清液排入石灰混凝沉淀池进行化学处理生成磷酸钙沉淀，该含磷污泥可作为农业肥料，而混凝沉淀池出水应流入初沉池再进行处理。Phostrip工艺不仅通过高磷剩余污泥除磷，而且还通过化学沉淀除磷。该工艺具有生物除磷和化学除磷双重作用，所以Phostrip工艺具有高效脱氮除磷功能。 Phostrip工艺比较适合于对现有工艺的改造，只需在污泥回流管线上增设少量小规模的处理单元即可，且在改造过程中不必中断处理系统的正常运行。总之，Phostrip工艺受外界条件影响小，工艺操作灵活，脱氮除磷效果好且稳定。但该工艺存在流程复杂、运行管理麻烦、处理成本较高等缺点。 四、厌氧／缺氧／好氧活性污泥法脱氮除磷工艺 需要同时脱氮除磷时，可采用厌氧／缺氧／好氧(A2/O)工艺，基本工艺流程如下图。 A2/O工艺脱氮除磷流程 （一）一般规定 进入系统的污水应符合下列要求： (1) 脱氮时，污水中的五日生化需氧量(BOD5 )与总凯氏氮(TKN)之比宜大于4 ; (2) 除磷时，污水中的BOD5与总磷( TP)之比宜大于17 ; (3) 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求； (4) 好氧池（区）剩余碱度宜大于70mg/L( 以碳酸钙CaC03计）；

速效氮磷钾测定方法

土壤水解性氮的测定(碱解扩散法) 土壤水解性氮，包括矿质态氮和有机态氮中比较易于分解的部分。其测定结果与作物氮素吸收有较好的相关性。测定土壤中水解性氮的变化动态，能及时了解土壤肥力，指导施肥。测定原理 在密封的扩散皿中，用1.8mol/L氢氧化钠(NaOH)溶液水解土壤样品，在恒温条件下使有效氮碱解转化为氨气状态，并不断地扩散逸出，由硼酸(H3BO3)吸收，再用标准盐酸滴定，计算出土壤水解性氮的含量。旱地土壤硝态氮含量较高，需加硫酸亚铁使之还原成铵态氮。由于硫酸亚铁本身会中和部分氢氧化钠，故需提高碱的浓度(1.8mol/L，使碱保持 1.2mol/L 的浓度)。水稻土壤中硝态氮含量极微，可以省去加硫酸亚铁，直接用1.2mol/L氢氧化钠水解。 操作步骤 1.称取通过18号筛(孔径1mm)风干样品2g(精确到0.001g)和1g硫酸亚铁粉剂，均匀铺在扩散皿外室内，水平地轻轻旋转扩散皿，使样品铺平。(水稻土样品则不必加硫酸亚铁。) 2.用吸管吸取2%硼酸溶液2ml，加入扩散皿内室，并滴加1滴定氮混合指示剂，然后在皿的外室边缘涂上特制胶水，盖上毛玻璃，并旋转数次，以便毛玻璃与皿边完全粘合，再慢慢转开毛玻璃的一边，使扩散皿露出一条狭缝，迅速用移液管加入10ml1.8mol/L氢氧化钠于皿的外室(水稻土样品则加入10ml1.2mol/L氢氧化钠)，立即用毛玻璃盖严。 3.水平轻轻旋转扩散皿，使碱溶液与土壤充分混合均匀，用橡皮筋固定，贴上标签，随后放入40℃恒温箱中。24小时后取出，再以0.01mol/LHCl标准溶液用微量滴定管滴定内室所吸收的氮量，溶液由蓝色滴至微红色为终点，记下盐酸用量毫升数V。同时要做空白试验，滴定所用盐酸量为V0。 结果计算 水解性氮(mg/100g土)= N×(V-V0)×14／样品重×100 式中： N—标准盐酸的摩尔浓度； V—滴定样品时所用去的盐酸的毫升数； V0—空白试验所消耗的标准盐酸的毫升数；14—一个氮原子的摩尔质量mg/mol； 100—换算成每百克样品中氮的毫克数。注意事项(1)滴定前首先要检查滴定管的下端是否充有气泡。若有，首先要把气泡排出。 (2)滴定时，标准酸要逐滴加入，在接近终点时，用玻璃棒从滴定管尖端沾取少量标准酸滴入扩散皿内。 (3)特制胶水一定不能沾污到内室，否则测定结果将会偏高。 (4)扩散皿在抹有特制胶水后必须盖严，以防漏气。主要仪器 扩散皿、微量滴定管、1/1000分析天平、恒温箱、玻璃棒毛玻璃、皮筋、吸管(2ml和10ml)，腊光纸、角匙、瓷盘。 试剂 (1)1.8mol/L氢氧化钠溶液。称取化学纯氢氧化钠72g，用蒸馏水溶解后冷却定容到1000ml。 (2)1.2mol/L氢氧化钠溶液。称取化学纯氢氧化钠48g,用蒸馏水溶解定容到1000ml。 (3)2%硼酸溶液。称取20g硼酸，用热蒸馏水(约60℃)溶解，冷却后稀释至1000ml，用稀盐酸或稀氢氧化钠调节pH至4.5(定氮混合指示剂显葡萄酒红色)。 (4)0.01mol/L盐酸标准溶液。先配制1.0mol/L盐酸溶液，然后稀释100倍，用标准碱标定。 (5)定氮混合指示剂。与土壤全氮的测定配法相同。 (6)特制胶水。阿拉伯胶(称取10g粉状阿拉伯胶，溶于15ml蒸馏水中)10份、甘油10份，饱和碳酸钾5份混合即成(最好放置在盛有浓硫酸的干燥器中以除去氨)。 (7)硫酸亚铁(粉状)。将分析纯硫酸亚铁磨细保存于阴凉干燥处。

污水生物脱氮除磷改良技术

污水生物脱氮除磷改良技术 随着科技的发展，节能降耗的改良的脱氮除磷技术在国内外迅速发展。文章阐述了污水生物脱氮除磷的改良的技术，介绍了UCT技术、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、SBR改良工艺及CASS工艺等脱氮除磷技术，这些工艺运行灵活、费用低，解决因碳源不足、含NO2-或NO3-污泥回流等问题而影响脱氮除磷效果的新型技术，是今后污水脱氮除磷发展的方向。 标签：生物脱氮除磷；同步硝化反硝化；短程硝化反硝化；改良 Abstract：With the development of science and technology，the improved nitrogen and phosphorus removal technology of saving energy and reducing consumption is developing rapidly at home and abroad. In this paper，the improved technologies of biological nitrogen and phosphorus removal from wastewater are introduced，such as UCT technology，simultaneous nitrification and denitrification，short-cut nitrification and denitrification，improved SBR process and CASS process. These processes are flexible in operation and low in cost，able to solve problems such as insufficient carbon source and NO2- or NO3- sludge backflow，which impact the effect of nitrogen and phosphorus removal，therefore it is the development direction of wastewater nitrogen and phosphorus removal in the future. Keywords：biological nitrogen and phosphorus removal；simultaneous nitrification and denitrification；Short-cut nitrification and denitrification；improvement 近年来我国水环境遭受了不同程度的污染，其中水体富营养化现象最为严重。造成水体富营养化的主要原因是氮、磷元素的超标排放，氮、磷元素主要来自未经处理或处理不完全的工业废水、城市生活污水、有机垃圾和家畜家禽粪便以及农施化肥。氮、磷是水中生物的重要营养元素，但超过生物所需时，就会使水体中的藻类及浮游生物过量繁殖，大量消耗水体中溶解氧（DO），使水体中鱼类及其他水生生物因缺氧而大量死亡，生物多样性降低，水的透明度下降，水质恶化[1]。与化学法和物理化学法相比，具有脱氮除磷功能的生物污水处理工艺因对有机物、氮和磷均有较高的去除效率、其运行费用低、污泥沉降性能良好等优点而广泛受到污水处理工程界的重视和青睐，特别是20世纪90年代以来，生物脱氮、除磷技术有了重大的发展。在传统生物脱氮除磷工艺，如A/O工艺、A2/O工艺、氧化沟工艺的基础上，间歇曝气、节省能耗的改良的脱氮除磷技术在国内外迅速发展。 1 UCT工艺（MUCT工艺） UCT工艺是A2/O工艺的一种改造，是南非开普敦大学研究提出的脱氮除磷工艺，为了防止二沉池中的NO2-或NO3-进入厌氧池，破坏厌氧池的厌氧状态而影响系统的除磷效率，该工艺将二沉池污泥回流到缺氧区而不是回流到厌氧池，

污水处理工艺脱氮除磷基本原理

污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来，国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用）

?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能

污水生物脱氮除磷基本原理及工艺发展现状

污水生物脱氮除磷基本原理及工艺发展现状 摘要：目前，污水处理技术已经逐渐从单一去除有机物为目的的阶段，进入到既要去除有机物又要脱氮除磷的深度处理阶段，脱氮除磷己成为当今污水处理领域的研究热点之一。 Abstract: at present, sewage treatment technology has gradually from a single removal organic phase for the purpose of, get into both the removing of organic matter and denitrification and the depth of the phosphorus processing stage, denitrification and phosphorus has become the sewage treatment of research in the field of one of the hotspots. 因氮、磷过量排放所引起的水体富营养化是目前最为关注的环境问题之一。当水体中总磷浓度高于0.02mg/L或总氮浓度高于0.2mg/L时则被视为富营养化水体，它的表征之一即为藻类过度增长。研究表明，每向水体中排放1g磷会引发950g(干重)藻类的生长[1]。控制水体富营养化，防止水体被污染的最根本途径就是对污染源进行治理，控制污染物的排放量。去除氮、磷以控制水体富营养化已成为各国的主要研究方向。 1.污水生物脱氮除磷基本原理 1.1生物脱氮基本原理 废水生物脱氮是在硝化菌和反硝化菌参与的反应过程中，将氨氮最终转化为氮气而将其从废水中去除的。硝化和反硝化反应过程中所参与的微生物种类不同、转化的基质不同、所需要的反应条件也各不相同。 1.2传统生物除磷基本原理 到目前为止，国际普遍认可和接受的生物除磷理论是“聚合磷酸盐(Poly-p)累积微生物”——聚磷菌PAO的摄/释磷原理。在聚磷菌新陈代谢过程中，三种贮存的化合物聚磷酸盐、糖元以及聚β羟基丁酸（PHB）起非常重要的作用。其中PHB属于PHV范畴。生物除磷过程通常包括厌氧释磷和好氧吸磷两个过程。 2 污水生物脱氮除磷工艺现状 2.1传统脱氮除磷技术 2.1.1 A2/O工艺 图1为厌氧/缺氧/好氧(A2/O)生物脱氮除磷工艺流程图。该工艺在是能够同步脱氮除磷的污水处理工艺。其特点是工艺简单，能够同步脱氮除磷，总停留时间短，污泥不易膨胀，不需投药，运行费用低。该工艺也存在一些问题。在达到一定效果后，A2/O工艺除磷量难于进一步提高，尤其是当进水P/BOD值高时

水体参考资料蓝藻水华的成因及控制措施

水体蓝藻水华的成因及控制措施 近年来，水体富营养化现象日趋严重。水体富营养化导致藻类异常增殖形成水华，使水体腥臭难闻，溶解氧减少，大量鱼类死亡，严重影响了水体的功能，改变了水生态环境，危害到周围居民的身体健康，影响国家、社会、经济的可持续发展。我国的许多水体已受到富营养化的严重威胁，且水华的影响范围和程度有加重的趋势。因此，认识藻类水华的形成原因，并寻求有效的防治措施刻不容缓。 1.蓝藻水华的成因 (1) 营养物质与藻类水华 丹麦著名生态学家Jorgensen 指出浮游藻类的生长是富营养化的关键过程，着重研究氮、磷负荷与浮游藻类生产力的相互作用和关系。总磷、总氮等营养盐相对充足，能给水生生物( 主要是藻类) 大量繁殖提供丰富的物质基础，导致浮游藻类( 或大型水生植物) 爆发性增殖。通常认为总氮的浓度超过0.2 mg /L，总磷的浓度超过0.02 mg /L 是湖泊、水库富营养化的发生浓度．美国EPA 建议总磷浓度0.05 mg /L，正磷酸盐浓度0.025 mg /L 是湖泊和水库磷浓度的上限。天然水体中的藻类进行光合作用，合成本身的原生质，临界的氮磷比按重量计为7：1，当氮、磷比小于7∶1 时，氮将限制藻类的增长，否则，磷则可认为是藻类增长的限制因素。 (2) 气象因素 在营养物质充分的条件下，光照强烈、水流缓慢、适合的水温最适宜藻类生长，其产生的污染有较强的空间差异性。 (3) 水生食物链失衡 从本质上来说，水体藻类暴发是水中营养物质过剩导致生物物种失衡的过程，是一个环境改变而导致的生物过程，要更多地从生物学的角度来考虑。自然水域中存在水生食物链，各能量层次的生物通过捕食关系而紧密联系，相互间的影响也更大。如果食浮游生物的鱼类数量减少或能力降低，将使水藻生长量超过消耗量，平衡被打破，发生富营养化。该理论说明营养负荷的增加不是导致营养化的

生物量碳氮测定方法(熏蒸提取法)

一、土壤微生物生物量碳测定方法（熏蒸提取－碳自动仪器法） 1、试剂配制 去乙醇氯仿制备：普通氯仿试剂一般含有少量乙醇作为稳定剂，使用前需除去。将氯仿试剂按1 : 2（v : v）的比例与去离子水或蒸馏水一起放入分液漏斗中，充分摇动1min，慢慢放出底层氯仿于烧杯中，如此洗涤3次。得到的无乙醇氯仿加入无水氯化钙，以除去氯仿中的水分。纯化后的氯仿置于暗色试剂瓶中，在低温（4℃）、黑暗状态下保存（Williamss等，1995）。注意氯仿具有致癌作用，必须在通风橱中进行操作。 硫酸钾提取剂[c（K2SO4）= 0.5mol L-1]：87.12分析纯硫酸钾，溶于1L去离子水。 六偏磷酸钠溶液[ρ( NaPO3)6 = 5g 100ml-1，pH2.0]：50.0g分析纯六偏磷酸钠缓慢加入盛有800ml 去离子水的烧杯中（注意：六偏磷酸钠溶解速度很慢，且易粘于烧杯底部结块，加热易使烧杯破裂），缓慢加热（或置于超声波水浴器中）至完全溶化，用分析纯浓磷酸调节至pH2.0，冷却后定容至1L。 过硫酸钾溶液[ρ（K2S2O8）= 2g 100ml-1]：20.0g分析纯过硫酸钾溶于去离子水，定容至1L，避光存放，使用期最多为7d。 磷酸溶液[ρ（H3PO4）= 21 g 100ml-1]：37ml 85%分析纯浓磷酸（H3PO4，ρ= 1.70g ml-1）与188ml 去离子水混合。 邻苯二甲酸氢钾标准溶液[ρ（C6H4CO2HCO2K）= 1000mg C L-1]：2.1254g分析纯邻苯二甲酸氢钾（称量前105℃烘2～3h），溶于去离子水，定容至1L。 2、仪器设备 土壤筛（孔经2mm）、真空干燥器（直径22cm）、水泵抽真空装置（图6–1）或无油真空泵、pH–自动滴定仪、塑料桶（带螺旋盖可密封，体积50L）、可密封螺纹广口塑料瓶（容积1.1L）、高温真空绝缘酯（MIST–3）、烧杯（25、50、80ml）。碳–自动分析仪（Phoenix 8000）、容量瓶（100ml）、样品瓶（40ml）。 1–真空干燥器，2–装土壤烧杯，3–装氯仿烧杯4–磨口三通活塞5–真空表 6–缓冲瓶7–抽真空管8–增压泵9–控制开关10–进水口11–出水口 （图6–1 土壤熏蒸抽真空装置） 3、操作步骤 （1）土样前处理 新鲜土样应立即进行前处理或保存于4℃冰箱中。测定前先仔细除去土样中可见的植物残体（如根、茎和叶）及土壤动物（如蚯蚓等），过筛（孔径< 2mm）并混匀。如土样过湿，应在室内适当风干至土样含水量约为田间持水量（Water-holding capacity，WHC）的40%（以手感湿润疏松但不