http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/ 6.1行業(yè)熱點(diǎn) http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/24448.html 2024-06-21T09:39:00+08:00 “烤”驗(yàn)來臨 這份夏季有限空間作業(yè)安全指南趁“熱”收下↓↓↓ http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/18684.html 2024-01-02T14:12:32+08:00 http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/18682.html 2024-01-02T14:11:22+08:00 http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/18680.html 2024-01-02T14:09:12+08:00 http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5797.html 2023-11-01T17:58:00+08:00 成果簡(jiǎn)介近日，重慶大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院時(shí)文歆教授團(tuán)隊(duì)在環(huán)境領(lǐng)域著名學(xué)術(shù)期刊WaterResearch上發(fā)表了題為“Anovelstrategyforrapiddevelopmentofaself-sustainingsymbioticalgal-bacterialgranularsludge:Applyingalgal-mycelialpelletsasnuclei”的論文。文中利用菌絲球絮凝（包裹）微藻形成菌絲球裹藻凝結(jié)核，創(chuàng)新性地提出將其作為晶核快速培養(yǎng)自維持菌藻共生好氧顆粒污泥的新策略，深入探究了菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化自維持菌藻共生好氧顆粒污泥系統(tǒng)快速構(gòu)建的作用機(jī)理。采用該策略后，菌藻共生好氧顆粒污泥在12天內(nèi)可實(shí)現(xiàn)完全顆?；?，且具有粒徑大、顆粒結(jié)構(gòu)致密、沉降性能好、生物活性高、污染物降解能力強(qiáng)等優(yōu)勢(shì)特征。本研究為強(qiáng)化非曝氣條件下菌-藻共生顆粒污泥的快速培養(yǎng)和系統(tǒng)穩(wěn)定性提供了一種經(jīng)濟(jì)可行的新方法。引言眾多的研究結(jié)果表明，與好氧顆粒污泥（Aerobicgranularsludge，AGS）相比，菌-藻共生好氧顆粒污泥（Algal-bacterialaerobicgranularsludge,ABGS）具有更加致密的顆粒結(jié)構(gòu)，更好的沉降性能，更高效的除污染效能，以及良好的抗沖擊負(fù)荷能力和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。然而，ABGS系統(tǒng)仍然存在啟動(dòng)時(shí)間長(zhǎng)、能耗高、藻類生物量易流失以及長(zhǎng)期運(yùn)行易失穩(wěn)等問題。研究發(fā)現(xiàn)，在ABGS形成的初始階段，藻細(xì)胞相互結(jié)合形成的微小團(tuán)聚體可作為微生物粘附的核心，這種獨(dú)特的結(jié)構(gòu)有利于維持ABGS結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性，因此，利用藻類初始凝結(jié)核可能為加速污泥顆粒化過程提供一種新思路。然而，藻細(xì)胞尺寸小、沉降性能差、生長(zhǎng)速度慢、靜電斥力強(qiáng)等特性，使其難以通過自聚集形成初始核心。因此，如何實(shí)現(xiàn)藻細(xì)胞快速絮凝成核是一個(gè)關(guān)鍵問題。本研究擬基于ABGS的自然形成規(guī)律實(shí)施人工強(qiáng)化，利用絲狀菌絮凝（包裹）微藻，創(chuàng)新性地提出利用菌絲球裹藻凝結(jié)核定向誘導(dǎo)ABGS形成的新方法，深入探究菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化ABGS系統(tǒng)快速構(gòu)建的作用機(jī)理，主要研究?jī)?nèi)容包括：（1）對(duì)mycelialpellets（MPs）、algal-mycelialpellets（AMPs）形成的關(guān)鍵參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化，（2）探究ABGS的顆?；^程和系統(tǒng)內(nèi)物質(zhì)轉(zhuǎn)化機(jī)制，（3）考察ABGS的微觀形態(tài)特征、胞外聚合物組成和群落結(jié)構(gòu)的動(dòng)態(tài)變化，（4）基于擴(kuò)展的Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（XDLVO）理論分析顆粒污泥中細(xì)胞表面相互作用能和污泥聚集能力，以及（5）闡釋菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化ABGS快速形成的作用機(jī)制。研究成果為ABGS的定向誘導(dǎo)、快速形成和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性調(diào)控提供新的方法和思路，為ABGS技術(shù)的工程應(yīng)用提供有力的理論指導(dǎo)和技術(shù)支撐。圖文導(dǎo)讀菌絲球裹藻凝結(jié)核的最佳合成條件圖1：MPs的生長(zhǎng)曲線（a）；接種孢子密度（b）、pH（b）、轉(zhuǎn)速（d）、溫度（e）對(duì)MPs形成的影響；采用共培養(yǎng)法（f）和吸附法（g）時(shí)吸光度隨時(shí)間的變化；MPs培養(yǎng)時(shí)間（h）、藻細(xì)胞投加量（i）和MPs投加量（j）對(duì)AMPs形成的影響；MPs（k）和AMPs（l）的微觀形貌觀察。在最初72h內(nèi)MPs的生物量急劇增加，隨后進(jìn)入穩(wěn)定期（圖1a）。圖1b-e表明，MPs的最佳培養(yǎng)條件為：孢子濃度為6.3×106CFU/mL、pH為6.0、轉(zhuǎn)速為150rpm、溫度為30℃。對(duì)制備AMPs的方法進(jìn)行了比較分析（圖1f，g，l），得出吸附法為AMPs的最佳制備方法。通過考察MPs培養(yǎng)時(shí)間、MPs投加量和藻細(xì)胞投加量對(duì)絮凝效果的影響，進(jìn)一步優(yōu)化了AMPs的制備條件。當(dāng)投加培養(yǎng)時(shí)長(zhǎng)為3d的MPs、藻液投加量為50mL、MPs投加量為12g（濕重）時(shí)，藻細(xì)胞的絮凝效率達(dá)到最大值（~99.0%）（圖1h-j）。在最優(yōu)條件下制備的MPs其核心結(jié)構(gòu)緊湊、邊緣松散、尺寸均勻（圖1k）。MPs與AMPs除了顏色不同，形態(tài)上無(wú)明顯差異（圖1l）。SEM和TEM圖像顯示（圖1l），小球藻緊密附著在菌絲上，主要分布在AMPs的外層。此外，長(zhǎng)而致密的菌絲在AMPs內(nèi)相互纏繞，使得AMPs表面形成了一定的通道和孔隙，這種多孔結(jié)構(gòu)有利于氧氣和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)傳質(zhì)。菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化作用下污泥的顆?；^程圖2：R1-R3中的ML(V)SS（a-c），SVI30和SVI30/SVI5（d），ABGS平均粒徑（e），葉綠素α濃度（f）的變化情況。R1：對(duì)照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs?；钚晕勰嘟臃N后，R1-R3中初始MLSS濃度約為3.6g/L，R2和R3中分別投加0.1g/L（干重）的MPs和AMPs（MPs/AMPs與AS的干重比為2.5%）。由圖2可知，第12天時(shí)R3中污泥的平均粒徑已超過300μm，SVI30/SVI5比值達(dá)到0.87，可知ABGS在12天內(nèi)實(shí)現(xiàn)了完全顆?；４藭r(shí)，ABGS的粒徑為3.3mm，MLSS濃度為2.2g/L，葉綠素α含量為3.8mg/L，SVI30值為53.2mL/g，與R1和R2中形成的ABGS相比之下，R3中的污泥性質(zhì)更優(yōu)。顯微結(jié)構(gòu)觀察顯示投加的AMPs主要位于ABGS的核心區(qū)域，證實(shí)了強(qiáng)化方法的有效性。上述研究結(jié)果表明，AMPs的投加有效地促進(jìn)了自維持ABGS的形成，且細(xì)菌和藻類之間良好的共生關(guān)系有助于維持顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性。污染物去除效能和質(zhì)量平衡分析圖3：R1-R3中COD去除效率（a）、NO2--N和NO3--N出水濃度（b）、TN去除效率（c）、PO43--P去除效率（d）的變化情況。R1：對(duì)照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。R3系統(tǒng)中COD的平均去除率（98.6%）高于R1（96.4%）和R2（98.1%）（圖3a），而三者之間NH4+-N去除效率差別不大（接近100%），不存在明顯的NO2--N積累現(xiàn)象，表明ABGS體系具有良好的硝化性能。隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，R1-R3系統(tǒng)中出水NO3--N濃度有明顯的下降趨勢(shì)，相應(yīng)地，TN去除效率得到提高（圖3b和c）。第35天時(shí)R3系統(tǒng)出水中NO3--N濃度（11.5mg/L）低于R1（19.5mg/L）和R2（12.5mg/L）（圖3b）。這可能是由于R3系統(tǒng)中顆粒粒徑較大，顆粒內(nèi)部的厭氧/缺氧區(qū)域?yàn)榉聪趸?xì)菌的生長(zhǎng)創(chuàng)造了有利的條件。由圖3d可知，R3系統(tǒng)對(duì)PO43--P的平均去除效率超過80.0%，表現(xiàn)出較好的PO43--P去除效果。由圖4可見，污水中的C、N、P主要通過細(xì)菌代謝去除，R3系統(tǒng)中微藻對(duì)C、N、P的去除貢獻(xiàn)率分別為34.6%、17.0%、10.0%，明顯高于R1和R2。R3系統(tǒng)中投加的AMPs絮凝了較多的藻細(xì)胞（絮凝效率達(dá)到99%），而藻類（特別是綠藻）能夠吸收氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)作為能量來源合成細(xì)胞物質(zhì)，這可能是該系統(tǒng)除污染效能較高的重要原因。圖4：R1-R3反應(yīng)器中ABGS的C、N、P質(zhì)量流。R1：對(duì)照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。基于XDLVO理論的表面熱力學(xué)分析圖5：接種污泥（a）和R1-R3系統(tǒng)中污泥的XDLVO位能曲線（b-d）。R1：對(duì)照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。在XDLVO理論總位能曲線上大都存在一個(gè)最高點(diǎn)，稱為斥力勢(shì)壘，只有當(dāng)微生物粒子具有能夠翻越過這個(gè)勢(shì)壘的動(dòng)能，才能發(fā)生絮凝沉降，所以斥力勢(shì)壘的高低往往決定著體系的穩(wěn)定性大小。勢(shì)壘越高，說明體系越穩(wěn)定，絮凝沉降性能越差；反之，勢(shì)壘越低，微生物只需要較低的動(dòng)能就可以翻越勢(shì)壘，容易發(fā)生沉降。在本研究中，通過比較各個(gè)系統(tǒng)中污泥的總勢(shì)能曲線，發(fā)現(xiàn)R1和R2系統(tǒng)中的污泥其能壘分別為138.98kT和109.64kT，顯著高于R3系統(tǒng)中的能壘（89.93kT），表明投加菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化形成的ABGS具有最低的能量勢(shì)壘和較強(qiáng)的微生物聚集能力。細(xì)菌、藻類和真菌的群落結(jié)構(gòu)分析圖6：接種污泥和R1-R3系統(tǒng)中形成的ABGS在門水平（a）和屬水平（b）上微生物種群的相對(duì)豐度，ABGS中的藻類在屬水平的相對(duì)豐度（c）和真菌在屬水平上的相對(duì)豐度（d），屬分類水平上的熱圖（e），相對(duì)豐度位于前20個(gè)的菌屬與EPS含量和N、P去除效率之間的聚類分析（f）。R1：對(duì)照組；R2：投加MPs；R3：投加AMPs。隨著顆粒化過程的進(jìn)行，三個(gè)光生物反應(yīng)器中放線菌門（Actinobacteriota）的相對(duì)豐度急劇下降至0.21%以下（圖6a），變形菌門（Proteobacteria）的相對(duì)豐度顯著提高，尤其是R3中該菌門的相對(duì)豐度增加至62.68%，是接種污泥的3.7倍。在屬水平上，所有ABGS樣品中的優(yōu)勢(shì)菌屬與接種污泥的優(yōu)勢(shì)菌屬具有明顯的差異性（圖6e）。具體地說，R1、R2和R3系統(tǒng)中屬于變形菌門的Neomegalonema其相對(duì)豐度分別增加至43.82%、20.71%和46.11%（圖6b）。本研究進(jìn)一步將相對(duì)豐度位于前20的微生物種屬與EPS含量和TN、PO43--P去除效率之間進(jìn)行了相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)TN、PO43--P去除效率和EPS含量與Neomegalonema呈正相關(guān)關(guān)系（圖6f）。已有研究顯示，Neomegalonema不僅是一種聚磷菌，且能夠吸收有機(jī)物質(zhì)和含氮物質(zhì)，同時(shí)也是一種重要的胞外聚合物產(chǎn)生菌，與本研究的結(jié)果相一致。在藻類的屬分類水平上，R3系統(tǒng)中Chlorella_f_Cholrellaceae的相對(duì)豐度（23.25%）高于R1（18.52%）和R2（11.68%），表明MPs絮凝的小球藻在R3系統(tǒng)中得到了有效富集（圖6c）。小球藻在生長(zhǎng)過程中能夠?qū)U水中的N和P同化為磷脂、核酸和核苷酸等細(xì)胞成分，從而有利于廢水中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除。圖6d顯示了ABGS中真菌在屬水平上的分布情況。由圖可知，R1、R2和R3系統(tǒng)中優(yōu)勢(shì)真菌分別是彎頸霉屬（Tolypocladium）、鏈枝菌屬（Catenaria）和黑曲霉菌屬（Aspergillus）。R3中Aspergillus在的相對(duì)豐度為38.76%，明顯高于R1（0.96%）和R2（3.76%）中的相對(duì)豐度。以上研究結(jié)果顯示，AMPs中的Aspergillus在光生物反應(yīng)器中具有較好的適應(yīng)性，可維持較好的生物活性。小結(jié)本研究基于菌-藻共生好氧顆粒污泥（ABGS）的自然形成規(guī)律，提出了一種利用菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化無(wú)曝氣條件下自維持菌-藻共生好氧顆粒污泥快速形成的新方法。結(jié)果表明，ABGS可在12天內(nèi)實(shí)現(xiàn)完全顆?；揖哂辛酱?、結(jié)構(gòu)緊湊、沉降性能好、生物活性高、去除污染物效果優(yōu)異等特點(diǎn)。微觀觀察顯示，定向投加的藻類（Chlorella）和真菌（Aspergillus）作為顆粒污泥的核心。此外，本研究從胞外聚合物組成成分、群落結(jié)構(gòu)組成（真菌、細(xì)菌和藻類）以及微生物聚集能力等角度，系統(tǒng)解析了菌絲球裹藻凝結(jié)核強(qiáng)化污泥快速顆粒化的作用機(jī)制。 http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5787.html 2023-11-01T17:57:16+08:00 導(dǎo) 讀近年來，水體中頻繁檢出的抗生素、全氟化合物和微塑料等化學(xué)品已經(jīng)成為一類不可忽視的新污染，給飲用水安全帶來潛在風(fēng)險(xiǎn)和巨大挑戰(zhàn)。國(guó)家“十四五規(guī)劃”中已明確提出了“重視新污染物治理”的工作部署，而新污染物治理作為飲用水源污染防控的重要新領(lǐng)域，目前缺乏切實(shí)有效的防控技術(shù)與治理手段。通過梳理國(guó)內(nèi)外涉及飲用水新污染物的政策與行動(dòng)計(jì)劃發(fā)展情況，分析新污染物相關(guān)研究和技術(shù)的發(fā)展態(tài)勢(shì)，總結(jié)本領(lǐng)域的發(fā)展目標(biāo)和重點(diǎn)任務(wù)，提煉出前沿科學(xué)問題和關(guān)鍵技術(shù)，為應(yīng)對(duì)新污染物所帶來的飲用水安全保障新挑戰(zhàn)提供參考。侯立安，中國(guó)工程院院士，主要研究方向?yàn)樗踩c水資源保障技術(shù)。《中華人民共和國(guó)國(guó)民經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展第十四個(gè)五年規(guī)劃和2035年遠(yuǎn)景目標(biāo)綱要》中明確提出了“重視新污染物治理”的工作部署。新污染物（Emerging contaminants, ECs）是指新近發(fā)現(xiàn)或被關(guān)注，對(duì)生態(tài)環(huán)境或人體健康存在風(fēng)險(xiǎn)，尚未納入管理或者現(xiàn)有管理措施不足以有效防控其風(fēng)險(xiǎn)的各類污染物。新污染物由于其生物毒性、環(huán)境持久性和生物累積性明顯，在環(huán)境中即使?jié)舛容^低，也可能具有顯著的環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)，其危害具有潛在性和隱蔽性，因此，這類污染物一旦進(jìn)入飲用水源，將會(huì)給人民群眾健康帶來較大風(fēng)險(xiǎn)。 由于飲用水安全是關(guān)系人民群眾健康的重要問題，我國(guó)政府高度重視傳統(tǒng)水源污染帶來的飲用水安全問題，從政策規(guī)劃、標(biāo)準(zhǔn)制定以及關(guān)鍵技術(shù)研發(fā)等方面多舉措并行，構(gòu)建飲用水源污染防治與安全保障體系。經(jīng)過持續(xù)不斷的努力，我國(guó)飲用水安全現(xiàn)狀得到了顯著改善。但近年來，國(guó)內(nèi)外諸多水體中頻繁檢出的微塑料、內(nèi)分泌干擾物、藥物及個(gè)人護(hù)理品等新污染物給飲用水安全保障帶來了新挑戰(zhàn)，成為國(guó)際上飲用水領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。 這些新污染物存在類別多、濃度低、環(huán)境遷移轉(zhuǎn)化路徑不清晰、健康風(fēng)險(xiǎn)不明確、常規(guī)處理技術(shù)效率不高以及相關(guān)法規(guī)標(biāo)準(zhǔn)不完善等問題，導(dǎo)致對(duì)飲用水源中出現(xiàn)的新污染物尚缺乏切實(shí)有效的防控技術(shù)與治理手段。本文將梳理國(guó)內(nèi)外涉及飲用水新污染物的政策與行動(dòng)計(jì)劃發(fā)展情況，分析新污染物相關(guān)研究和技術(shù)的發(fā)展態(tài)勢(shì)，總結(jié)本領(lǐng)域的發(fā)展目標(biāo)和重點(diǎn)任務(wù)，提煉出前沿科學(xué)問題和關(guān)鍵技術(shù)，為應(yīng)對(duì)新污染物所帶來的飲用水安全保障新挑戰(zhàn)提供參考。01新污染物的來源與環(huán)境遷移情況 水體是新污染物在環(huán)境中分布的主要載體，地表水、地下水、暴雨廢水、飲用水和各類污廢水等水環(huán)境中都有檢測(cè)到新污染物的相關(guān)報(bào)道。目前，水環(huán)境中比較受關(guān)注的新污染物主要包括：內(nèi)分泌干擾物、藥物及個(gè)人護(hù)理品、人工納米材料、全氟化合物、溴化阻燃劑和多環(huán)芳烴等，其主要來源包括：·生活污水；·農(nóng)藥排放污水；·制藥企業(yè)排放污水；·養(yǎng)殖業(yè)廢水；·農(nóng)業(yè)廢水；·醫(yī)院廢水等。 新污染物在水循環(huán)系統(tǒng)中，通過徑流、擴(kuò)散、滲濾等多種途徑進(jìn)入地表水和地下水，造成飲用水源的污染，對(duì)水生生物、生態(tài)安全和人身健康構(gòu)成了潛在威脅。其中，污水處理廠是新污染物的重要匯聚地和發(fā)散地，因?yàn)榇蟛糠中挛廴疚锞哂杏H水特性，在傳統(tǒng)處理過程中難以完全去除，在二級(jí)出水甚至三級(jí)出水中仍能夠檢測(cè)到這些新污染物，導(dǎo)致污水處理廠出水成為新污染物進(jìn)入自然水生環(huán)境的關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)，進(jìn)一步通過環(huán)境遷移和轉(zhuǎn)化擴(kuò)散到其他水源中。雖然“源輸入-河流-水庫(kù)”的新污染物遷移與轉(zhuǎn)化模式具有一定的普遍性，但是綠化等環(huán)境因素、降雨量等季節(jié)性差異和人口密度等社會(huì)經(jīng)濟(jì)狀況也會(huì)影響新污染物的轉(zhuǎn)移路徑，例如我國(guó)西部大范圍的綠化面積能夠有效攔截微塑料類新污染物經(jīng)過地表徑流進(jìn)入污水處理廠。目前，飲用水源新污染物轉(zhuǎn)移過程中存在的問題在于對(duì)轉(zhuǎn)移路徑缺乏自動(dòng)監(jiān)控，尚難以繪出較為準(zhǔn)確的新污染水環(huán)境分布與遷移路徑圖。02飲用水源中新污染物防控研發(fā)現(xiàn)狀2.1 全球政策與行動(dòng)計(jì)劃概況近年來，全球很多國(guó)家對(duì)飲用水源中新污染物防控與去除提出了相關(guān)政策和行動(dòng)方案，以保障飲用水安全、維護(hù)人們生命安全和健康。圖1給出了我國(guó)、歐盟和美國(guó)有關(guān)水環(huán)境中新污染防控以及飲用水中涉及新污染物的相關(guān)政策和行動(dòng)計(jì)劃情況。圖1 我國(guó)、歐盟和美國(guó)有關(guān)水環(huán)境中新污染防控政策和行動(dòng)計(jì)劃概況 如圖1中灰色框所示，美國(guó)自20世紀(jì)90年代中期開始關(guān)注水環(huán)境中鄰苯二甲酸酯（PAEs）和多氯聯(lián)苯（PCBs）等新污染物；2006至2013年期間先后出臺(tái)《地表水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》《關(guān)于直接飲用再利用系統(tǒng)的公共衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)的報(bào)告》等水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，對(duì)地表水及直飲水回用二級(jí)出水中部分藥物及個(gè)人護(hù)理用品（PPCPs）、內(nèi)分泌干擾素（EDCs）等設(shè)置濃度限值，并頒布了《飲用水安全法（Safe Drinking Water Act）》，完善了飲用水中新污染物的監(jiān)測(cè)指標(biāo)，對(duì)多種EDCs、全氟化合物（PFAS）、PCBs、多環(huán)芳香烴（PAHs）等設(shè)置濃度限值。2019年，美國(guó)環(huán)保署出臺(tái)了針對(duì)全氟辛烷基磺酸（PFOS）和全氟辛酸（PFOA）的行動(dòng)方案，此項(xiàng)舉措進(jìn)一步推動(dòng)了對(duì)飲用水中該類物質(zhì)的有效監(jiān)管。 圖1中淺藍(lán)色框給出了歐盟對(duì)水環(huán)境中新污染物防控的有關(guān)政策和行動(dòng)方案。2000年，歐盟理事會(huì)和歐洲議會(huì)發(fā)布了歐洲水框架指令（Water Frame Directive, WFD），以改善水資源狀態(tài)。該指令開發(fā)了基于計(jì)分排序的優(yōu)先污染物篩選方 法，為歐盟各國(guó)在水資源管理和保護(hù)領(lǐng)域提供了重要指導(dǎo)。隨著對(duì)新污染物認(rèn)知的深入，于2006年和2011年又對(duì)WFD進(jìn)行修正，完善了EDCs、PPCPs、PFOS等的地表水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。近年來，歐盟設(shè)立的“Modelkey”計(jì)劃對(duì)毒性評(píng)估項(xiàng)目進(jìn)行了支持，促進(jìn)了效應(yīng)導(dǎo)向分析法（Effect-directed Analysis，EDA）的發(fā)展，為新污染物監(jiān)測(cè)標(biāo)準(zhǔn)的制定提供了科學(xué)基礎(chǔ)。隨著數(shù)字革命的發(fā)展，歐盟進(jìn)一步啟動(dòng)了旨在支持水務(wù)信息化發(fā)展，實(shí)現(xiàn)智慧水務(wù)的一系列項(xiàng)目，整合科研力量，成立 “Ctrl+SWAN”（Cloud Technologies and Real Time Monitoring+ Smart Water Network）行動(dòng)組，為新污染物在線監(jiān)測(cè)研究提供了支撐。 我國(guó)對(duì)水環(huán)境中新污染物的防控也給予了高度關(guān)注，并采取了一系列相關(guān)措施（圖1中深藍(lán)色框）。20世紀(jì)90年代以來，以國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局發(fā)布的《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)（1996年）》《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)（2002年）》《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（2002年）》《生活飲用水水質(zhì)衛(wèi)生規(guī)范（2006年）》等為引導(dǎo)，從源頭到末端不斷完善對(duì)新污染物的控制要求。部分新污染物在飲用水中的限值濃度已低于美國(guó)環(huán)境保護(hù)署和世界衛(wèi)生組織規(guī)定的限值?！笆濉币?guī)劃（2016-2020年）期間，為順應(yīng)智慧城市的發(fā)展潮流，推進(jìn)水務(wù)信息化建設(shè)，先后在上海浦東新區(qū)和深圳建立區(qū)域智慧水務(wù)平臺(tái)，為新污染物的智慧監(jiān)測(cè)提供平臺(tái)［10］。2021年10月生態(tài)環(huán)境部組織編制了《新污染物治理行動(dòng)方案（征求意見稿）》，提出了6個(gè)方面共25條具體措施。2.2 飲用水源中新污染物防控研究現(xiàn)狀 新污染物的概念是2003年P(guān)ETROVI等首次提出，通過分析以“Emerging contaminants”為作者關(guān)鍵詞檢索web of science核心集收錄論文情況(如圖2所示)，可以發(fā)現(xiàn)雖然新污染物的概念提出時(shí)間不長(zhǎng)，但迅速受到廣泛關(guān)注，近年來的論文發(fā)表數(shù)量幾乎呈指數(shù)級(jí)增長(zhǎng)，成為環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。圖2 2003-2021年新污染物領(lǐng)域年度新增論文數(shù)量變化趨勢(shì)通過分析2003-2021年web of science核心集收錄論文涉及的研究領(lǐng)域和熱點(diǎn)，可以確定新污染物領(lǐng)域密切相關(guān)的學(xué)科和領(lǐng)域。如圖3所示，文獻(xiàn)檢索的高頻率關(guān)鍵詞是"water"，進(jìn)一步說明以水體為載體的分布形式是新污染物的主要分布形式。同時(shí)可以看出，全球新污染物領(lǐng)域研究熱點(diǎn)主要集中在藥物及個(gè)人護(hù)理品等污染物、毒性評(píng)估、去除技術(shù)等方面。這些研究顯示出新污染物的研究主要屬于環(huán)境科學(xué)和環(huán)境工程的學(xué)科范疇，但除此之外，最密切相關(guān)的則是水資源、化學(xué)工程、分析化學(xué)和毒理學(xué)，表明水環(huán)境中新污染物的去除、檢測(cè)和毒理風(fēng)險(xiǎn)是最為關(guān)注的方向。圖3 2003-2021年新污染物領(lǐng)域研究熱點(diǎn)方向2.3 飲用水源中新污染物防控面臨的挑戰(zhàn) 水環(huán)境中的新污染物的主要特征是濃度低、種類多、物化性質(zhì)復(fù)雜，由此給飲用水源中新污染物的防控帶來了一系列的挑戰(zhàn)，存在新污染物的來源、區(qū)域污染特征、影響其多介質(zhì)分布的遷移轉(zhuǎn)化行為等環(huán)境地球化學(xué)屬性不明；新污染物的暴露途徑復(fù)雜，其環(huán)境生態(tài)與健康毒性的認(rèn)識(shí)不一；現(xiàn)有技術(shù)處理、處置新污染物時(shí)效率不高等問題。具體包括如下幾個(gè)方面：（1）新興污染物一般濃度較低、成分未知，定性和定量分析難度大，目前的檢測(cè)技術(shù)常包含萃取、凈化、濃縮富集等多個(gè)前處理步驟，操作較為繁瑣，傳統(tǒng)隨機(jī)采樣以及實(shí)驗(yàn)室分析技術(shù)容易產(chǎn)生時(shí)間差，存在滯后性。（2）由于監(jiān)測(cè)難，使得新污染物分布狀況和區(qū)域特征污染的系統(tǒng)研究缺乏，因此，對(duì)我國(guó)飲用水源的新污染物污染狀況認(rèn)識(shí)存在兩極分化：過分渲染和完全無(wú)視的現(xiàn)象并存。（3）飲用水源新污染物的檢測(cè)和控制未納入工廠排放標(biāo)準(zhǔn)和廢水監(jiān)測(cè)標(biāo)準(zhǔn)，缺乏分類治理、全過程環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)管控的依據(jù)和基礎(chǔ)。（4）在健康與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方面，缺乏對(duì)新污染物健康風(fēng)險(xiǎn)分子水平的認(rèn)識(shí)，和長(zhǎng)期低水平暴露對(duì)健康的影響，另外，當(dāng)前風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)多基于單一新污染物，缺乏多污染物復(fù)合評(píng)價(jià)。（5）新污染物的物化性質(zhì)、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和毒理毒性與傳統(tǒng)污染物有本質(zhì)區(qū)別，傳統(tǒng)的分析方法、研究手段和處置措施難以簡(jiǎn)單地移植到新污染物防控領(lǐng)域，而新技術(shù)大多停留在試驗(yàn)階段，中試或?qū)嶋H運(yùn)行規(guī)模的尚未廣泛應(yīng)用。03飲用水源新污染物防控關(guān)鍵技術(shù)的發(fā)展方向 針對(duì)我國(guó)飲用水源中新污染物防控的上述挑戰(zhàn)，應(yīng)以有效防范新污染物環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)為核心，以構(gòu)建新污染物的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)與控制技術(shù)體系，建立完善風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法學(xué)，識(shí)別重點(diǎn)風(fēng)險(xiǎn)源為目標(biāo)，開展一系列基礎(chǔ)理論和關(guān)鍵技術(shù)的研發(fā)。 為此，需要大力發(fā)展高效、靈敏的新污染物檢測(cè)技術(shù)實(shí)現(xiàn)污染物識(shí)別和清單研究，開展新污染物生物毒性和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)體系研究，發(fā)展綠色、高效的新污染物實(shí)用去除技術(shù)，研發(fā)并構(gòu)建大數(shù)據(jù)分析的新污染物轉(zhuǎn)化遷移體系的智慧化水網(wǎng)；通過攻克上述關(guān)鍵支撐技術(shù)，研發(fā)具有自主知識(shí)產(chǎn)權(quán)和國(guó)際競(jìng)爭(zhēng)力的新污染物防控技術(shù)裝備，掌握一批世界領(lǐng)先的關(guān)鍵核心技術(shù)，實(shí)現(xiàn)新污染物防控體系的標(biāo)準(zhǔn)化、優(yōu)質(zhì)化；基于上述實(shí)用型去除技術(shù)和智能化供水系統(tǒng)對(duì)水廠進(jìn)行升級(jí)改造，建立相互關(guān)聯(lián)和依托的示范工程，如圖4所示。最終實(shí)現(xiàn)飲用水源新污染物防控從基礎(chǔ)理論到關(guān)鍵技術(shù)再到工程應(yīng)用的整體提升。圖4 我國(guó)飲用水源中新污染物防控發(fā)展趨勢(shì) http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5772.html 2023-11-01T17:53:04+08:00 摘要：短程反硝化是非常有前景的硝酸鹽廢水前處理方法，可為厭氧氨氧化提供必需的底物（NO2--N），而不同碳源投加方式會(huì)影響短程反硝化的性能。在進(jìn)水NO3--N為100mg/L、乙酸鈉為碳源、碳氮比為2的條件下，探究了不同碳源投加方式（1次投加、3次投加、6次投加）對(duì)短程反硝化氮素轉(zhuǎn)化特性及反應(yīng)速率的影響。結(jié)果表明，分次投加碳源可以在短時(shí)間內(nèi)啟動(dòng)高效穩(wěn)定的短程反硝化，且6次投加方式條件下短程反硝化性能最優(yōu)。6次投加碳源（t=0/10/20/30/40/50 min）條件下短程反硝化出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為7.33、60.92mg/L，NO3--N至NO2--N的平均轉(zhuǎn)化率（NTR）為86.55%，NO3--N比還原速率和NO2--N比還原速率分別為26.79、4.14mg/（g·h）。高通量測(cè)序結(jié)果顯示，擬桿菌門和變形菌門是短程反硝化系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌門。在研究過程中，短程反硝化功能菌屬Thauera豐度逐漸增加，3種投加方式下其相對(duì)豐度分別為0、14.29%、17.11%，說明與短程反硝化相關(guān)的優(yōu)勢(shì)菌得到富集。郭露，碩士研究生，主要從事水污染控制理論與技術(shù)研究。 短程反硝化（PD）是指NO3--N還原到NO2--N的過程，相比于完全反硝化過程可節(jié)約60.10%的外加碳源。有研究表明，通過控制污泥類型、碳源種類、碳氮比（C/N值）、pH值、碳源投加方式等條件可以實(shí)現(xiàn)短程反硝化和NO2--N積累。畢春雪等、張星星等利用不同污泥快速啟動(dòng)了PD，NO2--N轉(zhuǎn)化率（NTR）分別在80%、70%左右。Ge等研究發(fā)現(xiàn)添加不同碳源時(shí)，添加葡萄糖碳源條件下亞硝酸鹽積累率最高，較高C/N值會(huì)獲得更高的NO2--N積累量。Gong等用乙酸鈉作為碳源時(shí)，發(fā)現(xiàn)在C/N值=1.4～3.5時(shí)NO2--N都能有效積累。Qian等發(fā)現(xiàn)當(dāng)系統(tǒng)pH值從5.0增至9.0時(shí)，反應(yīng)器中NTR逐漸升高，而且pH值=9.0時(shí)短程反硝化關(guān)鍵細(xì)菌Thauera的相對(duì)豐度最高。王淑瑩等研究表明，以污泥發(fā)酵液為碳源，分次投加和1次投加對(duì)短程反硝化系統(tǒng)中NTR的峰值影響不大，但分次投加更有利于NO2--N穩(wěn)定積累。在反硝化耦合厭氧氨氧化系統(tǒng)中，分次投加污泥發(fā)酵液不會(huì)降低厭氧氨氧化活性。Du等發(fā)現(xiàn)，在反硝化氨氧化（DEAMOX）系統(tǒng)中，總氮超過500mg/L時(shí)，分次投加碳源能明顯提升PD過程的NTR。 目前雖有少部分文獻(xiàn)報(bào)道了碳源投加方式對(duì)PD的影響，但這些研究多是采用短程反硝化-ANAMMOX耦合工藝分析碳源投加方式對(duì)整體脫氮效果的影響，而碳源投加方式對(duì)PD中氮素轉(zhuǎn)化特性和轉(zhuǎn)化速率的影響鮮有研究。因此，筆者采用序批式反應(yīng)器（SBR）處理模擬硝酸鹽廢水，以乙酸鈉為碳源，探究在不同碳源投加方式下PD工藝的啟動(dòng)以及運(yùn)行性能的差異情況，并利用高通量測(cè)序技術(shù)分析不同條件下微生物群落變化，旨在為硝酸鹽廢水的處理提供理論支持。01材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置 實(shí)驗(yàn)裝置采用SBR反應(yīng)器，由有機(jī)玻璃制成，有效體積為3L，長(zhǎng)為11cm，寬為11cm，高為40cm，見圖1。在反應(yīng)器上方安裝JJ-1型懸臂式攪拌器，攪拌速度為200r/min，以保持反應(yīng)過程中的完全混合且溶解氧不超過0.2mg/L。使用哈希HQ30d溶解氧儀測(cè)定溶解氧，雷弗BT100L型蠕動(dòng)泵控制進(jìn)水和碳源投加，德力西2W040-10型電磁閥進(jìn)行排水。使用YX25L型溫控加熱盤控制反應(yīng)器內(nèi)溫度在24～25 ℃。圖1 SBR裝置示意1.2　實(shí)驗(yàn)方案 SBR每天運(yùn)行2個(gè)周期，每周期進(jìn)水1.5L，排水比為50%。本實(shí)驗(yàn)分為兩個(gè)階段，階段Ⅰ為反應(yīng)啟動(dòng)階段：厭氧攪拌360min（包括進(jìn)水2min），沉淀30min，排水5min；階段Ⅱ?yàn)樘荚赐都臃绞教骄侩A段：厭氧攪拌240min（包括進(jìn)水2min），沉淀30min，排水5min。 整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程進(jìn)水NO3--N為100mg/L，使用乙酸鈉溶液（COD為25g/L）提供反應(yīng)所需碳源，控制反應(yīng)起始C/N值為2。第Ⅰ階段（第1～10天）分4次投加碳源，即在t=0/1/2/3 h分別投加3 mL乙酸鈉溶液，旨在啟動(dòng)短程反硝化。第Ⅱ階段采用3種碳源投加方式，即1次投加方式（第11～28天，在t=0min時(shí)投加12mL乙酸鈉溶液）、3次投加方式（第29～47天，在t=0/30/60min分別投加4mL乙酸鈉溶液）、6次投加方式（第48～68天，在t=0/10/20/30/40/50 min分別投加2mL乙酸鈉溶液）。3種投加方式各選取3個(gè)周期進(jìn)行單周期連續(xù)取樣。每天監(jiān)測(cè)SBR反應(yīng)器進(jìn)、出水的NO3--N、NO2--N、pH值。1.3　接種污泥與實(shí)驗(yàn)進(jìn)水 接種污泥取自實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)成熟的全程自養(yǎng)脫氮污泥，接種后SBR反應(yīng)器內(nèi)混合液的MLVSS為1500mg/L，30d排泥1次。 實(shí)驗(yàn)進(jìn)水為人工配制的模擬廢水，主要包括NaNO3、微生物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)元素、微量元素A及B溶液，pH值為7.5～8.5。1.4　分析項(xiàng)目及方法 水樣首先經(jīng)過0.45μm納濾膜過濾，然后分別采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法、紫外分光光度法、PHS-3C型pH計(jì)、馬福爐灼燒重量法測(cè)定NO2--N、NO3--N、pH值、MLVSS；微生物群落結(jié)構(gòu)采用高通量基因測(cè)序技術(shù)進(jìn)行分析。 NTR、比轉(zhuǎn)化速率參考文獻(xiàn)進(jìn)行計(jì)算。02結(jié)果與分析2.1 短程反硝化系統(tǒng)的啟動(dòng) 圖2反映了反應(yīng)器內(nèi)PD啟動(dòng)過程中NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化情況。進(jìn)水NO3--N為100mg/L，乙酸鈉為唯一碳源，碳源分4次投入SBR反應(yīng)器中，PD系統(tǒng)經(jīng)過19個(gè)周期的馴化完成啟動(dòng)。啟動(dòng)可分為兩個(gè)階段：第1～9周期，PD活性增強(qiáng)階段；第10～19周期，PD活性穩(wěn)定階段。第1～9周期，反應(yīng)器出水NO3--N濃度從26.89mg/L降至12.39mg/L，NO2--N濃度從0.75mg/L增加到44.9mg/L，NTR從22.00%升至86.17%，此時(shí)認(rèn)為系統(tǒng)中PD性能逐漸增強(qiáng)。第10～19周期，反應(yīng)器出水NO3--N和NO2--N平均濃度為12.53mg/L和61.41mg/L，NO2--N高積累量得以維持，NTR平均為89.78%、最大為97.09%，說明經(jīng)過19個(gè)周期的馴化，在SBR反應(yīng)器中成功啟動(dòng)了PD系統(tǒng)圖2 PD啟動(dòng)階段運(yùn)行狀況 目前，大多數(shù)研究者啟動(dòng)PD采用一次性投加碳源的方法。畢春雪等在SBR反應(yīng)器中通過一次性投加乙酸鈉耗時(shí)21d啟動(dòng)了PD，張星星等采用3種不同的污泥源耗時(shí)9d啟動(dòng)了PD系統(tǒng)，且NTR均僅在70%左右。本實(shí)驗(yàn)采用的SBR反應(yīng)器僅經(jīng)過19個(gè)周期（10d）的運(yùn)行，NTR就達(dá)到89.78%，在短時(shí)間內(nèi)完成了高效穩(wěn)定PD系統(tǒng)的啟動(dòng)，因此可以認(rèn)為分次投加碳源有利于SBR反應(yīng)器中PD的啟動(dòng)。2.2　碳源投加方式對(duì)短程反硝化的影響2.2.1　氮素轉(zhuǎn)化特性 不同碳源投加方式對(duì)PD系統(tǒng)氮素轉(zhuǎn)化特性的影響如圖3所示。進(jìn)水NO3--N為100mg/L，一次性投加時(shí)，反應(yīng)器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為17.18、49.24mg/L，NTR平均為75.10%、最大達(dá)到88.62%。前10d反應(yīng)器中NTR稍有波動(dòng)，后趨于穩(wěn)定。3次投加方式條件下，反應(yīng)器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為12.28、58.9mg/L，NTR平均為81.55%，比一次性投加時(shí)高6.45%，NTR最大為88.72%，與一次性投加時(shí)相差不大，說明3次投加時(shí)反應(yīng)器出水NTR波動(dòng)不大。6次投加方式條件下，反應(yīng)器出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為7.33、60.92mg/L，NTR平均為86.55%、最高可達(dá)96.14%。圖3 不同碳源投加方式下PD運(yùn)行狀況 在不同的投加方式下，PD系統(tǒng)出水NO3--N、NO2--N濃度差異明顯。在其他運(yùn)行條件相同的情況下，隨著碳源投加次數(shù)的增多，SBR反應(yīng)器出水NO2--N濃度、NTR呈上升趨勢(shì)，NO3--N剩余量呈下降趨勢(shì)，說明碳源投加次數(shù)增多有利于提升反應(yīng)器內(nèi)PD活性。碳源分6次投加可以在最大限度上促使NO3--N轉(zhuǎn)化為NO2--N，同時(shí)進(jìn)行完全反硝化的NO3--N比例下降，因此積累了高濃度的NO2--N。少量多次地投加碳源可使反應(yīng)器中的有機(jī)物濃度處于較低水平。在較低的C/N值條件下，硝酸鹽還原酶的活性大于亞硝酸鹽還原酶的活性，NO3--N優(yōu)先還原為NO2--N，使NO2--N得以積累。2.2.2　典型周期轉(zhuǎn)化速率 圖4展示了不同碳源投加方式下SBR反應(yīng)器中PD典型周期內(nèi)NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化情況。各條件下典型周期實(shí)驗(yàn)次數(shù)為3次。一次性投加時(shí)，在前60min，反應(yīng)器出水NO3--N濃度由64.63mg/L降至28.15mg/L，NO2--N濃度從12.68mg/L升至41.72mg/L，60min時(shí)NTR達(dá)到峰值80.09%。在后續(xù)180min反應(yīng)時(shí)間內(nèi)，NO2--N僅增加了3.94mg/L，NO3--N僅減少了9.45mg/L。3次投加時(shí)，反應(yīng)器出水氮素濃度變化主要在前90min內(nèi)，NO3--N在0～90 min和90～240min的濃度分別下降了43.39、7.37mg/L，NO2--N則分別增加了30.83、4.21mg/L，但NTR峰值仍出現(xiàn)在60min時(shí)，為72.46%。6次投加時(shí)，在前60min完成了大部分NO2--N的積累，反應(yīng)器出水NO2--N增加了33.80mg/L，NO3--N減少了39.90mg/L，60min時(shí)NTR最大為84.50%。3種投加方式下反應(yīng)器內(nèi)NO3--N減少量均大于NO2--N積累量，二者差值越小，說明反應(yīng)器內(nèi)NO2--N的還原量越少，NTR越高。圖4 PD典型周期內(nèi)氮素濃度、NTR變化曲線 此外，3種投加條件下SBR反應(yīng)器出水NO3--N、NO2--N濃度及NTR變化趨勢(shì)基本相似。在反應(yīng)前期，反應(yīng)器出水NO3--N濃度隨著反應(yīng)的進(jìn)行而逐漸降低，NO2--N濃度不斷積累升高。這是因?yàn)樵诜磻?yīng)初期，硝酸鹽還原菌的底物NO3--N和碳源充足，硝酸鹽還原酶可結(jié)合的電子供體與受體增加，NO3--N可快速轉(zhuǎn)化為NO2--N。反應(yīng)一段時(shí)間后，反應(yīng)器中NO3--N、NO2--N濃度變化不大，是因?yàn)榉磻?yīng)后期NO3--N和碳源濃度較低，反應(yīng)變慢，NO3--N和NO2--N變化不明顯，因此二者濃度及NTR比較穩(wěn)定。有研究表明，當(dāng)C/N值大于3（超過了完全反硝化所需要的碳源量）時(shí)出水NO2--N濃度隨反應(yīng)的進(jìn)行而先增加后減少。而本實(shí)驗(yàn)中C/N值為2，且通過分次投加降低了反應(yīng)期間碳源濃度，使反應(yīng)器中不明顯發(fā)生完全反硝化，才成功在反應(yīng)后期穩(wěn)定積累NO2--N濃度。3種碳源投加方式下，反應(yīng)器中的NTR呈微弱的先上升后下降的趨勢(shì)，且均在60min時(shí)達(dá)到最大值。經(jīng)比較可知，6次投加方式下反應(yīng)器出水NO2--N濃度和NTR都達(dá)到最高水平。 在前4次取樣時(shí)間內(nèi)，反應(yīng)器內(nèi)NO3--N減少量和NO2--N積累量與時(shí)間呈線性關(guān)系，R2>0.95。典型周期內(nèi)的PD反應(yīng)速率可由擬合后的二者濃度變化以及污泥濃度MLVSS來確定，結(jié)果如圖5所示。圖5 不同碳源投加方式下PD典型周期內(nèi)的比反應(yīng)速率 在3種投加方式中，6次投加時(shí)NO3--N比還原速率、NO2--N比積累速率最大，分別為26.79、22.65mg/（g·h），3次投加方式的NO3--N比還原速率、NO2--N比積累速率最小，分別為19.42、13.95mg/（g·h）。此外，無(wú)論何種投加方式，NO3--N比還原速率遠(yuǎn)大于NO2--N比還原速率。一次性投加時(shí)，NO3--N比還原速率是NO2--N比還原速率的4.82倍，3次、6次投加時(shí)分別為3.55、6.47倍。6次投加方式的NO3--N比還原速率與NO2--N比還原速率相差最大，NO2--N得以更好地積累，與在該條件下PD系統(tǒng)具有較高的NTR相一致。由此可以認(rèn)為，NO3--N比還原速率大于NO2--N比還原速率是NO2--N積累的直接原因，這與王淑瑩等、Cao等的研究結(jié)果相似。2.3　微生物群落分析 利用16SrDNA高通量測(cè)序進(jìn)一步了解不同運(yùn)行條件下反應(yīng)器中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況。seed取自反應(yīng)器運(yùn)行第1天（接種污泥）、R1取自反應(yīng)器運(yùn)行第16天（1次投加方式）、R3取自反應(yīng)器運(yùn)行第35天（3次投加方式）、R6取自反應(yīng)器運(yùn)行第57天（6次投加方式）。4個(gè)污泥樣品的Coverage值分別為98.80%、97.68%、99.60%、99.74%，有較高的樣本文庫(kù)覆蓋率，說明本次測(cè)序有效。Shannon值用來表征微生物群落的多樣性，其數(shù)值越大，多樣性越高。seed、R1、R3、R6的Shannon值分別為5.69、8.02、6.19、7.10，說明R1比其他樣品的物種多樣性要高，即seed、R3、R6中微生物的專一性更高，功能細(xì)菌的優(yōu)勢(shì)更強(qiáng)。 SBR反應(yīng)器中各時(shí)期污泥樣品門水平、屬水平的微生物群落豐度見圖6。從圖6（a）可知，4個(gè)污泥樣品中分別檢測(cè)出9、11、18、15種已知菌門，有6種主要菌門（相對(duì)豐度>1.0%），分別為擬桿菌門（Bacteroidetes）、變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloroflexi）、厚壁菌門（Firmicutes）、浮霉菌門（Planctomycetes）和Patescibacteria菌門。按照豐度由高到低排序，seed中優(yōu)勢(shì)菌門為擬桿菌門（84.08%）、厚壁菌門（14.86%）；R1中優(yōu)勢(shì)菌門為擬桿菌門（70.50%）、厚壁菌門（25.60%）以及Patescibacteria菌門（1.59%）；R3中優(yōu)勢(shì)菌門為擬桿菌門（38.49%）、變形菌門（32.73%）、綠彎菌門（22.35%）、浮霉菌門（4.28%）；R6中優(yōu)勢(shì)菌為變形菌門（47.71%）、綠彎菌門（22.62%）、擬桿菌門（22.35%）、浮霉菌門（4.96%）?？梢园l(fā)現(xiàn)，R3、R6中出現(xiàn)了seed、R1中沒有的綠彎菌門，綠彎菌門是含有綠色素的兼性厭氧細(xì)菌，可以分解糖類物質(zhì)并進(jìn)行脫氮。擬桿菌門的豐度逐漸降低，變形菌門的豐度逐漸升高，R6中變形菌門占47.71%，此豐度與已有文獻(xiàn)中活性污泥變形菌門的豐度相近。污水處理中常見的反硝化菌屬大多屬于變形菌門，變形菌門可以在降解有機(jī)物的同時(shí)脫氮除磷，因此，高豐度變形菌門是PD系統(tǒng)中高NTR的保證。 從圖6（b）可知，R3、R6新增了前兩個(gè)樣品中未檢測(cè)出的反硝化菌屬Thauera，相對(duì)豐度分別為14.29%、17.11%。Thauera是PD研究中實(shí)現(xiàn)NO2--N積累的功能菌屬。Du等的研究接種已馴化成功且穩(wěn)定運(yùn)行的反硝化污泥，發(fā)現(xiàn)在實(shí)驗(yàn)后期Thauera是PD工藝中的絕對(duì)優(yōu)勢(shì)菌屬，相對(duì)豐度為67.25%。而本實(shí)驗(yàn)接種污泥為實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)成熟的全程自養(yǎng)脫氮污泥，反應(yīng)后期才出現(xiàn)Thauera，條件的優(yōu)化使與PD相關(guān)優(yōu)勢(shì)菌得到富集，這與6次投加時(shí)效果最優(yōu)的結(jié)論一致。圖6 微生物群落分析03結(jié)論① 在常溫（24～25 ℃）下，當(dāng)進(jìn)水NO3--N為100 mg/L、C/N值=2時(shí)，碳源分次投加，可以在短時(shí)間（10d）內(nèi)啟動(dòng)高效穩(wěn)定的PD系統(tǒng)。② 6次投加方式下SBR反應(yīng)器中PD運(yùn)行效能最好。6次投加方式下出水NO3--N、NO2--N平均濃度分別為7.33、60.92 mg/L，NTR平均為86.55%，NO3--N比還原速率最大［26.79mg/（g·h）］，NO2--N比還原速率最?。?.14mg/（g·h）］。③ 碳源投加次數(shù)增多有利于提升SBR反應(yīng)器內(nèi)PD的活性，促進(jìn)反應(yīng)器出水NO2--N的積累，可為后續(xù)ANAMMOX脫氮提供充足的基質(zhì)。④ 擬桿菌門和變形菌門是PD系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌門，在3次投加和6次投加的污泥中出現(xiàn)的新菌屬Thauera是眾多已報(bào)道PD研究中實(shí)現(xiàn)NO2--N積累的功能菌屬，Thauera的富集能維持PD系統(tǒng)的穩(wěn)定。本文的完整版刊登在《中國(guó)給水排水》2022年第3期，作者及單位如下：碳源投加方式對(duì)短程反硝化性能的影響郭露1,2，汪曉軍1,2,3，秦嘉富1,2，陳振國(guó)3,4（1.華南理工大學(xué) 環(huán)境與能源學(xué)院，廣東 廣州 510006；2.工業(yè)聚集區(qū)污染控制與生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510006；3.佛山市化爾銨生物科技有限公司，廣東 佛山 528300；4.華南理工大學(xué) 化學(xué)與化工學(xué)院，廣東 廣州 510665）該文標(biāo)準(zhǔn)著錄格式：郭露,汪曉軍,秦嘉富,等.碳源投加方式對(duì)短程反硝化性能的影響[J].中國(guó)給水排水,2022,38(3):74-80.GUO Lu,WANG Xiaojun,QIN Jiafu,et al.Effect of carbon source dosing mode on partial denitrification performance[J].China Water & Wastewater,2022,38(3):74-80(in Chinese).編輯：任瑩瑩制作：文 凱審核：李德強(qiáng) http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5765.html 2023-11-01T17:51:45+08:00 城市排水系統(tǒng)提質(zhì)增效關(guān)鍵技術(shù)研究——以馬鞍山市為例徐祖信:中國(guó)工程院院士、國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)技術(shù)副總師，海南“六水共治”技術(shù)總師。長(zhǎng)期致力于水環(huán)境綜合整治研究，為我國(guó)城市河流污染治理做出突出貢獻(xiàn)。獲國(guó)家科技進(jìn)步二等獎(jiǎng)2項(xiàng)、省部級(jí)科技進(jìn)步一等獎(jiǎng)3項(xiàng)。 作者：徐祖信，張競(jìng)藝， 徐晉，王思玉，陳宗群， 林夷媛，王靜怡，屈揚(yáng)，尹海龍，李懷正，金偉單位：1.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 2.污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室機(jī)構(gòu) 3.長(zhǎng)江水環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室機(jī)構(gòu) 4.上海污染控制與生態(tài)安全研究院為貫徹習(xí)近平總書記關(guān)于長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶“共抓大保護(hù)，不搞大開發(fā)”的重要指示精神，落實(shí)《長(zhǎng)江保護(hù)修復(fù)攻堅(jiān)戰(zhàn)行動(dòng)計(jì)劃》，生態(tài)環(huán)境部組織開展了長(zhǎng)江生態(tài)環(huán)境保護(hù)修復(fù)駐點(diǎn)跟蹤研究工作，深入一線進(jìn)行駐點(diǎn)研究和技術(shù)指導(dǎo)，服務(wù)地方政府水污染防治的科學(xué)決策與精準(zhǔn)施策。同濟(jì)大學(xué)牽頭組建馬鞍山市駐點(diǎn)工作組，在馬鞍山市政府和各相關(guān)部門支持協(xié)作下，重點(diǎn)針對(duì)馬鞍山市中心城區(qū)水環(huán)境質(zhì)量改善面臨的突出問題，圍繞精準(zhǔn)控源截污和雨天排放污染控制等方面，開展城市河流水系水質(zhì)提升關(guān)鍵技術(shù)研究，為慈湖河小流域水環(huán)境治理項(xiàng)目提供技術(shù)支撐，在多方共同努力下，成功消除了城市水體黑臭，河流水質(zhì)得到穩(wěn)定改善。2019年11月，韓正副總理視察馬鞍山市期間，對(duì)馬鞍山市水環(huán)境保護(hù)工作取得的成效給予高度肯定；2020年8月，習(xí)近平總書記視察馬鞍山市時(shí)，提出了打造安徽的“杭嘉湖”、長(zhǎng)三角的“白菜心”新發(fā)展定位。長(zhǎng)江中下游城市水環(huán)境治理的瓶頸問題 現(xiàn)階段，城鎮(zhèn)環(huán)境與市政基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)趨于完善，但城市水環(huán)境仍面臨較多問題。研究表明，長(zhǎng)江中下游城市污水管網(wǎng)覆蓋率、污水處理率高達(dá)90%以上，但是城市河流仍然面臨雨天反復(fù)污染問題。主要體現(xiàn)在：1）排水管網(wǎng)錯(cuò)接和破損，導(dǎo)致雨水和地下水嚴(yán)重?cái)D占污水管網(wǎng)輸送容量，造成末端的污水處理廠進(jìn)水濃度不高。有些雨水管道接入污水管網(wǎng)，導(dǎo)致污水處理廠雨天進(jìn)水量明顯增加，暴雨時(shí)甚至發(fā)生漫流并超標(biāo)排放。污水管道破損嚴(yán)重，導(dǎo)致地下水（占比高達(dá)28%~40%）進(jìn)入污水管道。2）排水管網(wǎng)雨污混接，導(dǎo)致污水直排河道，管網(wǎng)截污效率低。相關(guān)研究表明，長(zhǎng)江中下游城市排水管網(wǎng)雨污混接比例平均約為26%，最高可達(dá)70%。雨水管道晴天流速較低，污染物沉淀，下雨時(shí)沉積物隨雨水排入河道，造成污染。3）為了確保城市防洪安全，當(dāng)降水產(chǎn)生的徑流量超過合流管網(wǎng)輸送容量時(shí)，合流管網(wǎng)發(fā)生污水溢流。合流管網(wǎng)晴天流速低，污染物沉積嚴(yán)重，尤其是遠(yuǎn)距離輸送的合流管道，近1/3的顆粒態(tài)污染物沿程沉積；而雨天沉積污染物受管道匯流雨水沖刷泛起，形成“零存整取”的污染效應(yīng)，對(duì)河道造成沖擊性污染。目前，多數(shù)城市河道雨天反復(fù)污染甚至黑臭，與合流管網(wǎng)雨天污水溢流相關(guān)。因此，城鎮(zhèn)排水管網(wǎng)錯(cuò)接和破損、管網(wǎng)混接以及溢流污染是我國(guó)長(zhǎng)江中下游城市水環(huán)境治理面臨的瓶頸問題，是我國(guó)城鎮(zhèn)化進(jìn)程中產(chǎn)生的獨(dú)特問題，也是發(fā)展中國(guó)家城市水污染的共性問題。該瓶頸問題在歐美國(guó)家城市河流污染治理經(jīng)驗(yàn)中無(wú)先例可循，其有效解決直接關(guān)系到治理城市黑臭水體的成效以及水污染治理攻堅(jiān)戰(zhàn)的成敗得失。為此，針對(duì)城市排水系統(tǒng)提質(zhì)增效關(guān)鍵技術(shù)，開展自主創(chuàng)新研發(fā)至關(guān)重要且意義深遠(yuǎn)。研究區(qū)概況與主要水環(huán)境問題2.1 研究區(qū)概況 馬鞍山市位于安徽省最東部，橫跨長(zhǎng)江兩岸，屬長(zhǎng)江中下游沖積平原的蕪湖—馬鞍山丘陵水網(wǎng)平原區(qū)?，F(xiàn)轄3縣（含山縣、和縣、當(dāng)涂縣）3區(qū)(花山區(qū)、雨山區(qū)和博望區(qū)），面積為4 049 km2，全市人口為229.14萬(wàn)人，城鎮(zhèn)化率為69.12%，2020年地區(qū)生產(chǎn)總值為2 186.9億元。馬鞍山市河道縱橫，湖泊眾多，溝塘密布，水域總面積約360 km2。長(zhǎng)江是馬鞍山市最大的過境水體，其他主要城市內(nèi)河包括慈湖河、雨山河、采石河、姑溪河、得勝河等，均匯入長(zhǎng)江干流。2.2 主要水環(huán)境問題分析 “十三五”期間，馬鞍山市地表水水質(zhì)總體呈改善趨勢(shì)，2020年，5個(gè)國(guó)控?cái)嗝婺昃|(zhì)達(dá)標(biāo)率為100%，但部分省控?cái)嗝妫ㄈ绱群拥龋┰戮|(zhì)不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，尤其是雨天水質(zhì)污染問題較為突出。慈湖河是馬鞍山市境內(nèi)最長(zhǎng)的入江河流，全長(zhǎng)約26.1 km，流域面積為124.8 km2，共有36條支流水系，主要由上游洋河和慈湖河水系構(gòu)成。慈湖河水系流經(jīng)城市主要建成區(qū)，經(jīng)過多年治理，已建成較為完善的環(huán)境基礎(chǔ)設(shè)施和防洪排澇系統(tǒng)，沿線已建成14個(gè)排澇泵站、3座城鎮(zhèn)污水處理廠和1個(gè)城鎮(zhèn)污水處理廠尾水處理濕地。 通過駐點(diǎn)團(tuán)隊(duì)調(diào)研發(fā)現(xiàn)，慈湖河水系水環(huán)境治理面臨的主要問題如下：1）上游向山鎮(zhèn)區(qū)排水系統(tǒng)建設(shè)不完善，部分旱季污水雨天直排洋河，沿河生活污水未經(jīng)處理直接或間接排入洋河，影響下游慈湖河水質(zhì)。2）慈湖河是雨源型河流，生態(tài)基流嚴(yán)重匱乏，現(xiàn)狀水源主要是污水處理廠尾水經(jīng)過濕地深度處理后實(shí)施的干流補(bǔ)水；慈湖河支流已建泵閘，雨季防洪排澇導(dǎo)致支流雨天排放污染嚴(yán)重，水質(zhì)惡化明顯。3）慈湖河水系主要建成區(qū)涉及16個(gè)排水片區(qū)，據(jù)初步調(diào)查，中心城區(qū)90%以上的分流制管網(wǎng)存在不同程度的混接，雨天初期雨水污染嚴(yán)重。4）慈湖河區(qū)域內(nèi)地下水和雨水進(jìn)入污水管道問題突出，污水處理廠進(jìn)水濃度偏低，其中化學(xué)需氧量（COD）和氨氮平均進(jìn)水濃度僅為78 和5.6 mg/L。慈湖河下游省控?cái)嗝嫠|(zhì)為GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅴ類~劣Ⅴ類，水質(zhì)穩(wěn)定改善任務(wù)迫切。3.城市排水系統(tǒng)提質(zhì)增效技術(shù)研究3.1 基于網(wǎng)格化監(jiān)測(cè)的排污口溯源方法 城市水環(huán)境治理的首要措施是識(shí)別和控制污染源，排污口調(diào)查與整治是提高污染物截流能力的基礎(chǔ)性工作，其中水下排污口肉眼無(wú)法直接可見，是調(diào)查工作的難點(diǎn)。近年來，我國(guó)各地在排污口排查方面投入較大，水下機(jī)器人、熱成像儀等被運(yùn)用于隱蔽排污口的探測(cè)排查，但操作復(fù)雜，夜間難以實(shí)施。由此，提出基于河流網(wǎng)格化水量水質(zhì)監(jiān)測(cè)的排污口溯源方法，其特點(diǎn)是水量水質(zhì)監(jiān)測(cè)不需要水下作業(yè)且可在1 d內(nèi)不同時(shí)段實(shí)施靈活性的動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，并與反問題方法相結(jié)合，實(shí)現(xiàn)對(duì)污染物排放的定量解析，確定排污口調(diào)查的重點(diǎn)河段。網(wǎng)格化水量水質(zhì)監(jiān)測(cè)與排污口溯源示意如圖1所示，河段斷面濃度計(jì)算公式如下：式中：C2為第2個(gè)河段斷面污染物濃度，mg/L；C1為第1個(gè)河段斷面污染物濃度，mg/L；Ce2為第2個(gè)河段排污口污染物排放濃度，mg/L；Qe2為第2個(gè)河段排污口排放水量，m3/s；QT2為第2個(gè)河段支流入流水量，m3/s；Q12為第1個(gè)河段出流水量，m3/s；Q23為第2個(gè)河段出流水量，m3/s；V2為第2個(gè)河段的體積，m3。圖 1 網(wǎng)格化水量、水質(zhì)監(jiān)測(cè)與排污口溯源示意 若采用保守型水質(zhì)指標(biāo)（如氯離子），則不需要考慮污染物在河流中的降解量，可進(jìn)一步簡(jiǎn)化污染物降解參數(shù)K2，相應(yīng)技術(shù)流程如圖2所示。圖 2 基于網(wǎng)格化監(jiān)測(cè)的排污口溯源方法技術(shù)流程 以慈湖河干流為例，開展基于網(wǎng)格化水量水質(zhì)監(jiān)測(cè)的污染物溯源解析研究。于2021年9月24—25日（旱天期間），在慈湖河中上游流經(jīng)城區(qū)6.8 km長(zhǎng)的河段（入秀山湖口—橋山路與慈湖河路交叉口）布設(shè)7個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位（1#~7#），對(duì)流速、水位和水質(zhì)（氯化物濃度）進(jìn)行監(jiān)測(cè)。其中，流速、水位監(jiān)測(cè)在白天進(jìn)行，每個(gè)點(diǎn)位每天檢測(cè)3次，水質(zhì)指標(biāo)采樣頻次為4 h/次，每個(gè)點(diǎn)位連續(xù)監(jiān)測(cè)24 h。 基于各斷面流量和氯化物濃度監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)（圖3），確定7個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位每日的氯化物通量分別為4 275、6 710、18 317、30 544、36 440、36 820和41 861 kg/d。計(jì)算以7個(gè)點(diǎn)位劃分的6個(gè)河段氯化物負(fù)荷增加量和流量增加量的比值，結(jié)果表明，6個(gè)河段的氯化物負(fù)荷增量分別為49.1（1#~2#點(diǎn)位）、54.7（2#~3#點(diǎn)位）、85.8（3#~4#點(diǎn)位）、262.0（4#~5#點(diǎn)位）、83.9（5#~6#點(diǎn)位）、92.9 g/m3（6#~7#點(diǎn)位）。其中4#~5#點(diǎn)位之間河段的氯化物負(fù)荷增加遠(yuǎn)高于其他5個(gè)河段，這與高氯化物濃度的污水排放有關(guān)，因此可確定4#~5#點(diǎn)位之間為排污口溯源排查的重點(diǎn)河段，而其他河段的氯化物負(fù)荷增加主要與污水處理廠尾水補(bǔ)充有關(guān)。圖 3 慈湖河干流斷面水量和氯化物濃度監(jiān)測(cè)結(jié)果3.2 雨水管網(wǎng)混接、破損診斷技術(shù) 確定雨水管網(wǎng)混接、破損的具體位置是排水系統(tǒng)提質(zhì)增效的重點(diǎn)。雨水管網(wǎng)水流情況復(fù)雜，受諸多不確定性因素影響，目前閉路電視物理檢測(cè)和定位的方法費(fèi)用昂貴、人力效率低下，且識(shí)別精度較差。因此，基于數(shù)值模型與管網(wǎng)非開挖檢測(cè)，建立雨水管網(wǎng)混接、破損反演定位技術(shù)，可以低成本、高效率地開展雨水管網(wǎng)混接、破損定位。如何用較簡(jiǎn)單的反演算法與最少的管網(wǎng)監(jiān)測(cè)點(diǎn)精準(zhǔn)定位到混接破損點(diǎn)是本技術(shù)的核心難點(diǎn)。 基于水質(zhì)特征因子構(gòu)建蒙特卡洛-化學(xué)質(zhì)量平衡模型，確定管網(wǎng)污水混接、地下水入滲量，診斷雨水管網(wǎng)總體混接、破損情況。在此基礎(chǔ)上，通過耦合管網(wǎng)水動(dòng)力模型和優(yōu)化算法，構(gòu)建雨水管網(wǎng)混接破損反演優(yōu)化模型，對(duì)節(jié)點(diǎn)流量進(jìn)行解析，實(shí)現(xiàn)問題點(diǎn)的精準(zhǔn)定位。以慈湖河X排區(qū)為示范區(qū)域，開展雨水管網(wǎng)混接破損精準(zhǔn)定位研究。X排區(qū)是分流制排水體制，市政主干管雨水管道總長(zhǎng)6.61 km，雨水管網(wǎng)覆蓋面積約1.49 km2。在X排區(qū)雨水管網(wǎng)中布設(shè)18個(gè)關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)進(jìn)行水位、水質(zhì)（氨氮、總硬度）監(jiān)測(cè)，監(jiān)測(cè)時(shí)間為2020年8月4日08:00—17:00，前期晴天數(shù)為5 d，監(jiān)測(cè)頻次為3 h/次。根據(jù)監(jiān)測(cè)點(diǎn)布設(shè)情況，將X排區(qū)雨水管網(wǎng)劃分為6個(gè)子片區(qū)〔圖4(a)〕，分別采用氨氮、總硬度表征生活污水、地下水，建立水質(zhì)特征因子基準(zhǔn)濃度庫(kù)。根據(jù)管網(wǎng)的入流、出流搭建化學(xué)質(zhì)量平衡模型，采用蒙特卡洛算法計(jì)算雨水管網(wǎng)總體的日平均混接流量及日平均地下水入滲流量〔圖4(b)〕，以判斷雨水管網(wǎng)總體混接、破損情況。雨水管網(wǎng)的不同區(qū)域混接、入滲分布不均勻，其中子片區(qū)2、3是混接、破損的重點(diǎn)區(qū)域，其管網(wǎng)長(zhǎng)度占排區(qū)總長(zhǎng)度的16%，但混接污水量占全排區(qū)污水量的80.7%，地下水入滲量占全排區(qū)入滲量的59.0%。圖 4 雨水管網(wǎng)子片區(qū)劃分及其不同來源水量解析結(jié)果 為進(jìn)一步確定生活污水混接和地下水入滲的具體點(diǎn)位，研究建立耦合管網(wǎng)水動(dòng)力模型和優(yōu)化算法的雨水管網(wǎng)混接破損定位模型?；赬排區(qū)內(nèi)雨水管道、檢查井、截污泵站的基本參數(shù)，采用SWMM模型軟件構(gòu)建了X排區(qū)雨水管網(wǎng)水動(dòng)力模型，旱天雨水管網(wǎng)模型的外部入流由污水混接量、地下水入滲量2種類型組成。同時(shí)，采用二次開發(fā)模塊PySWMM對(duì)于雨水管網(wǎng)水動(dòng)力模型進(jìn)行控制，在管網(wǎng)總體混接、入滲流量的約束條件下，利用MGA算法對(duì)管網(wǎng)各節(jié)點(diǎn)外部入流量進(jìn)行自動(dòng)分配，并以關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)模擬水位與監(jiān)測(cè)水位的均方根誤差為目標(biāo)函數(shù)，衡量節(jié)點(diǎn)外部入流量分配方案的優(yōu)劣，直至獲得最小目標(biāo)函數(shù)下的最優(yōu)解，從而實(shí)現(xiàn)混接、破損定位。MGA算法中設(shè)置種群大小為50，迭代代數(shù)為200，交叉率為0.005，整個(gè)自優(yōu)化過程迭代計(jì)算10 000次。 計(jì)算得到管網(wǎng)各節(jié)點(diǎn)混接、入滲流量數(shù)值呈現(xiàn)一定的聚集性規(guī)律，并且形成了特定點(diǎn)位流量聚集區(qū)。依據(jù)流量值的聚集程度，評(píng)估混接、入滲風(fēng)險(xiǎn)并繪制地圖如圖5所示。由圖5(a)可知，模型定位出A1、A2為混接高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域，區(qū)域混接總量為397.38 m3/d，約占全管網(wǎng)混接總量的77.8%，節(jié)點(diǎn)的混接水量為6.49~34.13 m3/d，紅、藍(lán)色標(biāo)記節(jié)點(diǎn)為重點(diǎn)混接節(jié)點(diǎn)，需要優(yōu)先進(jìn)行混接改造。由圖5(b)可知，B1、C1、D1片區(qū)為定位的地下水入滲高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)，區(qū)域地下水入滲總量為587.75 m3/d，約占總管網(wǎng)入滲水量的87.2%，片區(qū)各管段入滲水量為2.06~40.06 m3/d，黃色和深藍(lán)色標(biāo)記管段為重點(diǎn)入滲管段，需要優(yōu)先進(jìn)行管道修復(fù)。圖 5 混接風(fēng)險(xiǎn)和入滲風(fēng)險(xiǎn)地圖3.3 基于多因素影響的“濃度-體積”優(yōu)化調(diào)蓄設(shè)計(jì)方法 調(diào)蓄池是初期雨水污染控制的有效手段之一，調(diào)蓄池容積設(shè)計(jì)方法主要考慮截留的雨水量。但對(duì)于存在污水混接的雨水系統(tǒng)，污染物在管道中旱天累積雨天沖刷，溢流污染嚴(yán)重；而且，排水管網(wǎng)末端排放濃度過程線受降雨特征、前期晴天數(shù)、管道沉積物、混接污水等多因素協(xié)同影響，雨天溢流污染濃度動(dòng)態(tài)變化復(fù)雜，因此僅考慮水量的調(diào)蓄容積設(shè)計(jì)方法不能有效截留高濃度溢流污水。目前我國(guó)部分建有調(diào)蓄池的排水系統(tǒng)，雨天仍有高濃度溢流污染排放，河道水質(zhì)雨天頻現(xiàn)黑臭，不利于河道水環(huán)境質(zhì)量改善。另外，城市集聚區(qū)人口多、污染來源復(fù)雜，排水系統(tǒng)初期雨水污染更為嚴(yán)重，且土地資源緊張，調(diào)蓄池設(shè)計(jì)更應(yīng)注重經(jīng)濟(jì)效益與環(huán)境效益。如何基于河道水環(huán)境目標(biāo)，提高調(diào)蓄池溢流污染截流效率，結(jié)合污染物濃度優(yōu)化調(diào)蓄池設(shè)計(jì)方法是有效控制溢流污染的難點(diǎn)。 采用SWMM模型構(gòu)建“雨水匯流—管道輸運(yùn)—沉積沖刷”溢流污染模型，建立基于多因素影響的“濃度-體積”優(yōu)化調(diào)蓄設(shè)計(jì)方法，對(duì)傳統(tǒng)調(diào)蓄方法進(jìn)行優(yōu)化，提升調(diào)蓄池的調(diào)蓄效率與效益。首先，建立排水系統(tǒng)的污染負(fù)荷平衡關(guān)系〔式（2）〕，根據(jù)降雨徑流及溢流污染監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)計(jì)算雨天溢流污染中沉積物事件平均濃度，計(jì)算公式如下：式中：W1為混接污水的負(fù)荷，kg；W2為雨水徑流流入排水管道的負(fù)荷，kg；W3為地下水入滲的負(fù)荷，kg；W4為管道沉積物的負(fù)荷，kg；W5為排水系統(tǒng)末端雨污混合水污染的負(fù)荷，kg；W6為排水系統(tǒng)截流泵截流的負(fù)荷，kg；W7為調(diào)蓄設(shè)施儲(chǔ)存的負(fù)荷，kg；EMC為雨天溢流污染中沉積物事件平均濃度，mg/L；Q 為雨天溢流水量，m3。 其次，基于SWMM模型構(gòu)建“雨水匯流—管道輸運(yùn)—沉積沖刷”溢流污染模型，通過區(qū)域晴天和雨天排水系統(tǒng)末端溢流濃度、降雨徑流濃度監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，率定驗(yàn)證模型參數(shù)，提升溢流污染模擬精度。最后，通過設(shè)計(jì)典型降雨，模擬不同前期晴天數(shù)下末端排口水質(zhì)和水量動(dòng)態(tài)過程線。根據(jù)水環(huán)境質(zhì)量目標(biāo)界定最大排放濃度，確定水質(zhì)水量過程線中污染物濃度高于目標(biāo)截流濃度的時(shí)間段（T1~T2），根據(jù)流量過程線在T1~T2積分得到該曲線與時(shí)間軸圍成的面積，即截流水量，從而確定雨水調(diào)蓄池的容積（圖6）。與傳統(tǒng)調(diào)蓄設(shè)計(jì)方法相比，基于多因素影響的“濃度-體積”優(yōu)化調(diào)蓄設(shè)計(jì)方法能夠在同等調(diào)蓄體積下截留高濃度初期雨水，提升調(diào)蓄池污染物去除效率，減少初期雨水對(duì)河道的污染。圖 6 實(shí)時(shí)調(diào)蓄方法示意 基于上述研究方法，以馬鞍山慈湖河片區(qū)XHC排區(qū)為研究區(qū)域，開展雨水調(diào)蓄池的優(yōu)化設(shè)計(jì)研究 。馬鞍山慈湖河XHC排區(qū)為分流制排水體制，匯水面積為2.30 km2。根據(jù)現(xiàn)場(chǎng)實(shí)測(cè)，雨天泵站排放COD、氨氮濃度最高達(dá)77和14.2 mg/L，明顯高于地表水Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值。通過模擬不同前期晴天數(shù)下末端雨水排口排放水質(zhì)和水量過程線，確定不同截流濃度閾值下實(shí)時(shí)調(diào)蓄控制對(duì)應(yīng)的調(diào)蓄池體積（圖7）。隨著前期晴天數(shù)的增加，初期沖刷效應(yīng)越強(qiáng)，峰值污染物濃度隨之增大，前期晴天數(shù)為3、6和9 d時(shí)對(duì)應(yīng)的COD峰值約為84、104和118 mg/L。當(dāng)截流COD閾值為40 mg/L，前期晴天數(shù)為3、6和9 d時(shí)所對(duì)應(yīng)的調(diào)蓄池體積分別為8 918、9 992和10 438 m3，削減的污染負(fù)荷分別為601.8、790.6和915.0 kg。當(dāng)截流COD固定時(shí)，隨前期晴天數(shù)增加，調(diào)蓄池體積增大。此外，參考GB 3838—2002的Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)、GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》的一級(jí)A和一級(jí)B標(biāo)準(zhǔn)，選擇COD分別為40、50和60 mg/L作為截流閾值，當(dāng)前期晴天數(shù)為3 d時(shí)，所對(duì)應(yīng)的調(diào)蓄池體積分別為8 918、7 587和6 246 m3。隨著截流COD閾值降低，調(diào)蓄池體積顯著增加，更低的截流閾值對(duì)應(yīng)更大的調(diào)蓄容積。與傳統(tǒng)調(diào)蓄方法相比，相同調(diào)蓄體積下，“濃度-體積”優(yōu)化調(diào)蓄設(shè)計(jì)方法溢流污染截留負(fù)荷得到明顯提升。圖 7 不同工況下的調(diào)蓄池體積3.4 排水系統(tǒng)溢流污染高效控制技術(shù) 合流制排水系統(tǒng)溢流污染是河道雨天污染的重要原因。混凝-絮凝作為一種高效的處理方法，在雨天溢流末端處理中能夠有效削減污染負(fù)荷，但仍存在耗時(shí)長(zhǎng)、占地面積大等問題。因此，提出混凝-絮凝原位處理技術(shù)，利用排水管道的管段完成混凝-絮凝過程，實(shí)現(xiàn)溢流污水的高效快速處理。 管道原位混凝-絮凝的基本原理是通過檢查井向管道中投加混凝劑、絮凝劑，進(jìn)行混凝-絮凝反應(yīng)，利用管道內(nèi)的空間和水體流動(dòng)產(chǎn)生的水力條件以及沖刷沉積物產(chǎn)生的湍動(dòng)、明滿流交替時(shí)產(chǎn)生的湍動(dòng)等實(shí)現(xiàn)混凝劑、絮凝劑與雨污水的充分反應(yīng)，再通過沉降實(shí)現(xiàn)固液分離，完成混凝-絮凝及沉淀過程?；炷?絮凝處理后大量污染物隨污泥沉降至沉淀池底部，上清液則通過水泵泵入河道，從而降低溢流污水中的污染物濃度。降雨過后再將沉淀池污泥收集轉(zhuǎn)運(yùn)至污水處理廠進(jìn)行無(wú)害化處理處置。 通過燒杯試驗(yàn)確定混凝-絮凝常用參數(shù)。篩選確定混凝劑選用聚合硫酸鋁（PAS），絮凝劑選用陰離子聚丙烯酰胺（APAM），通過控制變量法確定PAS和APAM的用量、比例及投加方式。試驗(yàn)結(jié)果表明，PAS和APAM先后間隔投加，PAS:APAM取100:1，PAS取40~300 mg/L，APAM取0.4~3 mg/L時(shí)，可以得到濁度、總化學(xué)需氧量（TCOD）等污染物的最佳去除效果。TCOD的去除以顆粒態(tài)化學(xué)需氧量（PCOD）為主，溶解性化學(xué)需氧量（SCOD）去除率較低。上述優(yōu)化條件下，濁度、TCOD、SCOD、PCOD的最高去除率分別為98.5%、93.7%、24.3%和99.7%。研究表明，混凝-絮凝處理雨天溢流污水的機(jī)制主要包括電中和、吸附架橋、卷掃網(wǎng)捕作用，且加藥后體系Zeta電位為-10 mV左右可以達(dá)到污染物最佳去除效果。 利用環(huán)形水槽模擬管道原位混凝-絮凝過程，固定PAS用量為80 mg/L，APAM用量為0.8 mg/L，研究不同參數(shù)對(duì)管道原位混凝-絮凝效果的影響。結(jié)果表明，固定流速為1.13 m/s時(shí)，傳輸距離400 m左右可以實(shí)現(xiàn)濁度、TCOD、TP等污染的高效去除，沉淀3 min即可達(dá)到最好的沉降效果（圖8），遠(yuǎn)低于類似研究所需25 min以上的沉淀時(shí)間，主要原因是管道沉積物中的大量顆粒物可以起到負(fù)載物的作用，加快絮體沉降。圖 8 不同混合反應(yīng)時(shí)間、沉淀時(shí)間下濁度、TCOD、TP的去除率 對(duì)比不同流速下污染物的去除效果，結(jié)果表明，過低流速（0.51 m/s）下各污染物去除率普遍較低，原因是過低流速下，管道中紊流強(qiáng)度小，藥劑與污水無(wú)法實(shí)現(xiàn)充分混合反應(yīng)。中高流速（0.81~1.80 m/s）下污染物去除率保持高值，一是因?yàn)橹懈吡魉傧挛闪鲝?qiáng)度大，藥劑與污水混合反應(yīng)充分；二是因?yàn)樵诠潭▊鬏斁嚯x時(shí)，管道流速與混合反應(yīng)時(shí)間成反比，二者能夠效果互補(bǔ)，實(shí)現(xiàn)中高流速范圍內(nèi)污染物的高效去除。 針對(duì)不同污染物濃度的研究發(fā)現(xiàn)，濁度、TP、PCOD在低濃度下去除率略低，原因是研究中固定的藥劑用量偏大，低污染物濃度的污水體系發(fā)生電荷反轉(zhuǎn)，不易形成絮體沉降被去除；而中高濃度，即濁度為186.3~701 NTU，PCOD為284~884 mg/L，TP濃度為3.42~5.88 mg/L時(shí)，污染物去除率均大于95%。 基于上述燒杯試驗(yàn)和環(huán)形水槽模擬試驗(yàn)，論證了管道原位混凝-絮凝具有處理雨天溢流污水的可行性。該技術(shù)對(duì)于溢流污染末端控制、水環(huán)境改善具有重要的應(yīng)用價(jià)值和積極意義，駐點(diǎn)團(tuán)隊(duì)目前正在中心城區(qū)排水系統(tǒng)謀劃中對(duì)該技術(shù)進(jìn)行實(shí)證研究和示范應(yīng)用。4.結(jié)語(yǔ) 長(zhǎng)江中下游城市普遍存在排水系統(tǒng)提質(zhì)增效問題，成為制約城市水環(huán)境長(zhǎng)效改善的關(guān)鍵瓶頸。本研究以長(zhǎng)江生態(tài)環(huán)境保護(hù)修復(fù)馬鞍山駐點(diǎn)城市為案例，在慈湖河水系精準(zhǔn)控源截污和雨天排放污染控制等方面，開展了4項(xiàng)關(guān)鍵技術(shù)研究：1）建立基于網(wǎng)格化監(jiān)測(cè)的排污口溯源方法，實(shí)現(xiàn)低成本、高效率確定排污口排查的重點(diǎn)河段；2）基于蒙特卡洛-化學(xué)質(zhì)量平衡模型，耦合管網(wǎng)水動(dòng)力模型和優(yōu)化算法，實(shí)現(xiàn)混接和破損點(diǎn)的精準(zhǔn)定位，識(shí)別慈湖河主要排區(qū)雨水管道混接量和地下水入滲量，繪制混接風(fēng)險(xiǎn)和入滲風(fēng)險(xiǎn)地圖；3）綜合考慮降雨特征、前期晴天數(shù)、管道沉積物、混接污水等多因素影響，構(gòu)建“雨水匯流—管道運(yùn)輸—沉積沖刷”溢流污染模型，建立水質(zhì)和水量動(dòng)態(tài)過程線，優(yōu)化調(diào)蓄池設(shè)計(jì)，提高污染物的截留負(fù)荷；4）提出并探究了管道原位絮凝的溢流污染高效控制技術(shù)的可行性和主要控制參數(shù)，實(shí)現(xiàn)濁度、COD、TP的高效去除。駐點(diǎn)研究工作為進(jìn)一步提升長(zhǎng)江中下游城市水環(huán)境綜合治理成效提供了科技支撐。本文引用格式：徐祖信，張競(jìng)藝，徐晉，等.城市排水系統(tǒng)提質(zhì)增效關(guān)鍵技術(shù)研究：以馬鞍山市為例[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào)，2022，12（2）：348-355 doi: 10.12153/j.issn.1674-991X.20210842XU Z X,ZHANG J Y,XU J,et al.Study on key technologies for improving quality and efficiency of urban drainage system: a case of Ma′anshan City[J].Journal of Environmental Engineering Technology，2022，12（2）：348-355 doi: 10.12153/j.issn.1674-991X.20210842 http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5762.html 2023-11-01T17:51:18+08:00 摘要：近年來，珠海市的黑臭水體治理取得了一定成效，然而城中村合流制溢流污染問題成為城市水環(huán)境進(jìn)一步改善的難點(diǎn)，迫切需要對(duì)其控制策略進(jìn)行深入研究。為此，采用管道實(shí)時(shí)水質(zhì)水量監(jiān)測(cè)和暴雨洪水管理模型（SWMM）模擬相結(jié)合的方法，提出了通過理論截流倍數(shù)判別，低影響開發(fā)（LID）源頭管控與截流-調(diào)蓄相結(jié)合的城中村合流制溢流污染控制策略，并精準(zhǔn)確定相關(guān)設(shè)計(jì)參數(shù)，旨在為珠海市城中村合流制排水系統(tǒng)的改造和優(yōu)化運(yùn)行，以及黑臭水體治理提供理論支撐。付朝暉，教授級(jí)高級(jí)工程師，主要研究方向?yàn)槌鞘泻诔羲w治理。合流制溢流污染是導(dǎo)致珠海市城市水體黑臭的一個(gè)重要原因。目前，珠海市的合流制排水系統(tǒng)主要位于成建制的連片城中村。珠海市的農(nóng)村60%以上以城中村的形式存在，且將與城市長(zhǎng)期共存。加之，珠海市屬于典型的南方濱海城市，雨季暴雨強(qiáng)度大，降雨場(chǎng)次多，合流制溢流量大且持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)，雨季合流制溢流污染問題尤為突出。雖然部分城中村在前期進(jìn)行了分流制改造的規(guī)劃設(shè)計(jì)，但由于施工難度大，且城中村的監(jiān)管特性造成建成后難以維系完全分流制，故珠海市城中村分流制改造無(wú)法全面落地。因此，迫切需要對(duì)珠海市城中村合流制溢流污染控制策略展開研究。 筆者采用在線監(jiān)測(cè)與SWMM相結(jié)合的方法，充分發(fā)揮實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)的定量反演作用和對(duì)模型的率定驗(yàn)證功能，評(píng)估不同工程措施下珠海市典型城中村的合流制溢流污染負(fù)荷，以合流制排水系統(tǒng)年溢流污染負(fù)荷不高于分流制排水系統(tǒng)年雨水徑流污染負(fù)荷作為溢流污染控制的最低標(biāo)準(zhǔn)，以就地化工程措施控制合流制溢流污染為原則，精準(zhǔn)確定珠海市城中村合流制溢流污染控制策略的理論截流倍數(shù)、各種實(shí)際場(chǎng)景下的LID措施和截流-調(diào)蓄的相關(guān)設(shè)計(jì)參數(shù)，并以此為理論支撐，提出了城中村合流制排水系統(tǒng)的改造、優(yōu)化運(yùn)行和黑臭水體治理的具體措施。1研究方法1.1 代表性區(qū)域的選取 目前，珠海市共有城中村108 個(gè)，主要集中在香洲區(qū)和斗門區(qū)，大多城中村為成建制且密集型分布。界涌村位于香洲區(qū)前山河流域上游的前山拱北105國(guó)道排洪渠流域北端，合流制排水系統(tǒng)服務(wù)面積約為0.23km2，是典型的成建制城中村，土地利用以混凝土道路、綠地和密集住宅為主，拆建難度大，合流制排水體系可能長(zhǎng)期存在；而且其合流制排水系統(tǒng)從前山河流域分流制污水主干管起端接入，雨季溢流污染嚴(yán)重，導(dǎo)致受納水體（105國(guó)道排洪渠）黑臭嚴(yán)重。為此，選取界涌村合流制排水系統(tǒng)為典型代表進(jìn)行研究。該村原有合流制排水系統(tǒng)的匯水區(qū)域邊界、合流制干管、市政分流制污水主干管、溢流口和溢流受納水體的位置見圖1。圖1 界涌村原有的合流制排水系統(tǒng) 根據(jù)資料收集和現(xiàn)場(chǎng)踏勘，界涌村合流制干管（DN500）埋設(shè)于界涌村排洪渠底，該干管末端接入珠海市105國(guó)道分流制市政污水主干管，進(jìn)入前山河流域排水系統(tǒng)。界涌村內(nèi)各合流制支管接入干管前均設(shè)有溢流井，雨季合流制溢流污水直接排入界涌村排洪渠，并最終匯入溢流受納水體105國(guó)道排洪渠。1.2 監(jiān)測(cè)方法 本研究前期對(duì)界涌村合流制排水系統(tǒng)的流量及液位進(jìn)行了一年的實(shí)時(shí)在線監(jiān)測(cè)，并對(duì)水質(zhì)進(jìn)行了一年的人工采樣檢測(cè)，分別獲取了合流制系統(tǒng)旱流流量和水質(zhì)的逐時(shí)變化曲線，并作為基于SWMM的界涌村現(xiàn)狀合流制模型的節(jié)點(diǎn)旱流輸入。為了獲取更精確的逐分鐘降雨數(shù)據(jù)，用于分析合流制溢流污染規(guī)律，本研究同步對(duì)界涌村2020年4月—2021年3月的降雨進(jìn)行了實(shí)時(shí)在線監(jiān)測(cè)。統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示，在一年的監(jiān)測(cè)期內(nèi)，該村的年總降雨量為1 822.7mm，與珠海市九州港近15年的年均降雨量（1 704.3±214.5）mm相比，具有一定的代表性，亦可作為SWMM模型的年降雨數(shù)據(jù)輸入。 為了對(duì)SWMM模型中透水區(qū)與不透水區(qū)的洼蓄量和曼寧糙率系數(shù)，入滲模型、污染物累積模型和污染物沖刷模型的相關(guān)參數(shù)進(jìn)行準(zhǔn)確率定與驗(yàn)證，避免合流制旱流污水的短時(shí)水質(zhì)水量的波動(dòng)性和不可預(yù)測(cè)性對(duì)此帶來的干擾，提高率定精度，本研究選取界涌村一處已進(jìn)行過分流制改造的地塊進(jìn)行SWMM模型的率定與驗(yàn)證，并對(duì)三場(chǎng)降雨條件下，該區(qū)域分流制雨水管道排口處的水質(zhì)和水量進(jìn)行了實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)。1.3 SWMM模型的建立、率定及驗(yàn)證 根據(jù)界涌村原有的合流制排水系統(tǒng)摸排圖、規(guī)劃的及部分已實(shí)施的分流制雨水管道系統(tǒng)設(shè)計(jì)圖，以及區(qū)域用地性質(zhì)圖、區(qū)域高精度地形圖，分別建立基于SWMM的原有合流制排水系統(tǒng)和規(guī)劃中的完全分流制排水系統(tǒng)水質(zhì)水量動(dòng)態(tài)模型（簡(jiǎn)稱：合流制模型和分流制模型），如圖2所示。圖2 基于SWMM的界涌村原有合流制模型和規(guī)劃分流制模型 本研究利用Morris法對(duì)模型參數(shù)進(jìn)行了敏感性分析和率定，采用兩場(chǎng)實(shí)際降雨事件（降雨量分別為51.5、10.5mm，重現(xiàn)期P分別為0.7、0.2a）率定區(qū)域雨水管排口處的水量及水質(zhì)實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)，對(duì)模型的參數(shù)進(jìn)行了逐一率定。此外，選用另外一場(chǎng)實(shí)際降雨事件（降雨量為27.5mm，P=0.3a）的實(shí)測(cè)流量和水質(zhì)數(shù)據(jù)，對(duì)率定后的模型進(jìn)行了驗(yàn)證。2結(jié)果與討論2.1 合流制理論截流倍數(shù)的取值 考慮到城中村合流制溢流污染控制工程的實(shí)施難度，本研究?jī)H以合流制排水系統(tǒng)年溢流污染負(fù)荷不高于對(duì)應(yīng)分流制排水系統(tǒng)年雨水徑流污染負(fù)荷作為城中村溢流污染控制的最低標(biāo)準(zhǔn)（以下簡(jiǎn)稱：合流制溢流污染最低控制標(biāo)準(zhǔn)），確定城中村合流制理論截流倍數(shù)n0（即不考慮下游處理系統(tǒng)的能力）。采用該理論截流倍數(shù)作為珠海市城中村合流制系統(tǒng)是否需要進(jìn)行溢流污染控制的參考標(biāo)準(zhǔn)，當(dāng)城中村合流制系統(tǒng)實(shí)際的截流倍數(shù)低于該理論截流倍數(shù)時(shí)，則必須要考慮采取源頭控制或過程調(diào)蓄等就地化的溢流污染控制工程措施。 首先將2020年4月—2021年3月的逐分鐘降雨數(shù)據(jù)輸入分流制模型，模擬結(jié)果顯示，研究區(qū)域年雨水徑流污染負(fù)荷如下：SS負(fù)荷為21867.0kg/a，COD負(fù)荷為4423.7kg/a，TN負(fù)荷為885.9kg/a，NH3-N負(fù)荷為648.2kg/a，TP負(fù)荷為120.9kg/a。 對(duì)于合流制系統(tǒng)，其截流倍數(shù)決定了溢流污染總量。因此，本研究在合流制干管末端不同過流能力條件下（即不同理論截流倍數(shù)n0條件下），將2020年4月—2021年3月的實(shí)測(cè)分鐘降雨數(shù)據(jù)輸入合流制模型中，模擬計(jì)算年溢流次數(shù)和年溢流污染負(fù)荷，如表1所示。值得注意的是，當(dāng)n0=0.2～4.8時(shí)，合流制系統(tǒng)的年溢流SS污染負(fù)荷均低于對(duì)應(yīng)的分流制系統(tǒng)的年雨水徑流SS污染負(fù)荷，這可能緣于合流制系統(tǒng)對(duì)高SS的初期雨水的有效收納。表1 合流制系統(tǒng)不同截流倍數(shù)下的溢流情況通過非線性擬合發(fā)現(xiàn)，截流倍數(shù)n0與各項(xiàng)污染物的年溢流污染負(fù)荷均滿足二次函數(shù)關(guān)系，如圖3所示。因此，可通過這些函數(shù)關(guān)系計(jì)算出不同n0對(duì)應(yīng)的各項(xiàng)污染物年溢流污染負(fù)荷。由圖3可知，當(dāng)合流制系統(tǒng)的COD、TN、NH3-N、TP年溢流污染負(fù)荷分別等于分流制系統(tǒng)年雨水徑流污染負(fù)荷時(shí)，n0分別為4.4、1.1、1.6和0.3。故按最不利原則，當(dāng)界涌村合流制系統(tǒng)的n0≥4.4時(shí)，才能確保達(dá)到合流制溢流污染最低控制標(biāo)準(zhǔn)，即城中村合流制理論截流倍數(shù)為4.4，參考《室外排水設(shè)計(jì)標(biāo)準(zhǔn)》（GB 50014—2021）中的n0推薦值2～5，該取值在推薦范圍內(nèi)。但根據(jù)界涌村合流制干管末端的流量監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，雨季該合流制系統(tǒng)受下游市政主干管壅水的影響，實(shí)際截流倍數(shù)約為1.2，低于設(shè)計(jì)值2.0，且遠(yuǎn)小于4.4。為就地控制合流制溢流污染，不將溢流轉(zhuǎn)嫁至系統(tǒng)下游，應(yīng)當(dāng)考慮采用LID源頭管控和截流-調(diào)蓄相結(jié)合的措施對(duì)原合流制系統(tǒng)進(jìn)行改造。圖3 截流倍數(shù)n0與各項(xiàng)污染物年溢流污染負(fù)荷的關(guān)系2.2 LID控制策略 雨水徑流的源頭減量和凈化是削減合流制系統(tǒng)雨天溢流污染的重要措施，故本研究提出通過海綿措施削減雨水徑流，減輕降雨時(shí)合流制排水系統(tǒng)的壓力，以有效控制溢流污染。研究借助合流制模型計(jì)算得到2020年4月—2021年3月界涌村的年徑流總量控制率僅為38%，遠(yuǎn)未達(dá)到《珠海市海綿城市規(guī)劃設(shè)計(jì)標(biāo)準(zhǔn)與導(dǎo)則（試行）》（修訂版）中提出的居住用地年徑流總量控制率（改建、擴(kuò)建項(xiàng)目）需達(dá)到60%的要求。因此，根據(jù)界涌村以居住用地為主、建筑物密度大、屋面和道路硬化、徑流系數(shù)偏大的特點(diǎn)，本研究設(shè)置了植草溝、雨水花園及透水瀝青路面三種可行的非入戶LID措施（具體布置見圖4），將年徑流總量控制率控制在60%。圖4 界涌村LID設(shè)施布置 將2020年4月—2021年3月的降雨數(shù)據(jù)輸入加載了LID措施的合流制模型中進(jìn)行計(jì)算。當(dāng)n0分別為2.0、1.2和0.2時(shí)，采用LID措施后合流制溢流污染的削減情況見表2。采用LID措施后，年徑流總量控制率達(dá)到了60%，年溢流水量和污染負(fù)荷都有明顯的削減，年溢流水量削減率均達(dá)到了60%左右，年溢流次數(shù)削減了21%～33%。當(dāng)截流倍數(shù)為0.2時(shí)，各污染物的年溢流總量削減率在45%～55%之間，當(dāng)截流倍數(shù)為1.2和2.0時(shí)，各污染物的年溢流總量削減率在55%～60%之間。因此，采用LID措施后，即使合流制系統(tǒng)雨季排水嚴(yán)重受阻，截流倍數(shù)低至0.2，仍能滿足合流制溢流污染控制最低標(biāo)準(zhǔn)。表2 采用LID措施后合流制溢流污染的削減情況2.3 調(diào)蓄池控制策略 除采取源頭控制的LID措施以外，修建調(diào)蓄池也是合流制系統(tǒng)控制溢流污染最常用的措施之一。調(diào)蓄設(shè)施可以用于削減峰值流量、控制地表徑流污染，并且當(dāng)雨水水質(zhì)較差時(shí)，調(diào)蓄池能對(duì)雨水徑流進(jìn)行高效收集和分質(zhì)截流。借助合流制模型模擬計(jì)算發(fā)現(xiàn)：當(dāng)截流倍數(shù)n0>1.6時(shí)，除COD外，其余污染物的年溢流污染負(fù)荷均低于對(duì)應(yīng)的分流制系統(tǒng)雨水徑流污染負(fù)荷。因此，調(diào)蓄池的理論容積只需滿足合流制年溢流COD負(fù)荷≤分流制年雨水徑流COD負(fù)荷。本研究進(jìn)一步借助合流制模型計(jì)算出不同截流倍數(shù)和不同調(diào)蓄池理論容積下的年溢流COD負(fù)荷。通過非線性擬合發(fā)現(xiàn)，調(diào)蓄池理論容積與年溢流COD負(fù)荷之間呈顯著指數(shù)函數(shù)關(guān)系（R2>0.999），如圖5所示。通過該函數(shù)關(guān)系，可以準(zhǔn)確計(jì)算出不同截流倍數(shù)條件下調(diào)蓄池的理論容積，如表3所示。根據(jù)《室外排水設(shè)計(jì)標(biāo)準(zhǔn)》（GB 50014—2021）中推薦的合流制溢流調(diào)蓄池調(diào)蓄量的計(jì)算方法，可以根據(jù)調(diào)蓄池容積計(jì)算調(diào)蓄池建成后的截流倍數(shù)。圖5 合流制年溢流COD負(fù)荷與理論調(diào)蓄容積的關(guān)系表3 不同截流倍數(shù)下調(diào)蓄池的理論容積調(diào)蓄池的最大排空周期與相鄰兩場(chǎng)降雨的間隔時(shí)間有關(guān)。對(duì)珠海市2020年5月—9月（雨季）112場(chǎng)降雨的相鄰間隔時(shí)間進(jìn)行累積頻率分析，如圖6所示?？芍?，雨季珠海市相鄰兩場(chǎng)降雨的平均間隔時(shí)間為33h，50%和70%累計(jì)頻率對(duì)應(yīng)的間隔時(shí)間分別為14h和24h。圖6 2020年5月—9月相鄰兩場(chǎng)降雨的間隔時(shí)間累積頻率 綜上，從設(shè)計(jì)的角度進(jìn)一步考察了調(diào)蓄池最大排空周期在12～48 h之間變化時(shí)對(duì)調(diào)蓄池容積的影響，結(jié)果如表4所示?？芍?，在上述區(qū)間范圍內(nèi)，調(diào)蓄池容積的變化系數(shù)為1.3，可作為選擇安全系數(shù)時(shí)的參考。雖然前山河流域污水處理系統(tǒng)旱季處理能力的冗余量與調(diào)蓄池的運(yùn)行密切相關(guān)，但鑒于整個(gè)排水系統(tǒng)的上下游各子系統(tǒng)調(diào)蓄池的復(fù)雜性，難以量化其對(duì)局部單一調(diào)蓄池運(yùn)行的影響。故對(duì)調(diào)蓄池的實(shí)際運(yùn)行而言，可依據(jù)上游泵站站前液位或污水廠廠前液位的實(shí)時(shí)反饋來控制。表4 調(diào)蓄池的最大排空周期對(duì)其理論容積計(jì)算的影響(n0=2.0)3結(jié)論與建議 ① 以合流制系統(tǒng)年溢流污染負(fù)荷等于分流制系統(tǒng)年雨水徑流污染負(fù)荷作為溢流污染控制的最低標(biāo)準(zhǔn)，從污染負(fù)荷角度分析，珠海市城中村合流制系統(tǒng)的實(shí)際截流倍數(shù)不應(yīng)低于4.4，當(dāng)?shù)陀诖酥禃r(shí)，則應(yīng)采用溢流污染控制的工程措施。 ② 根據(jù)溢流污染最低控制標(biāo)準(zhǔn)，在城中村合流制干管降雨時(shí)排水嚴(yán)重受阻的情況下，采用LID措施進(jìn)行合流制溢流污染控制，需將年徑流總量控制在60%以上。 ③ 根據(jù)溢流污染最低控制標(biāo)準(zhǔn)，調(diào)蓄徑流深度與合流制系統(tǒng)實(shí)際截流倍數(shù)滿足二次函數(shù)關(guān)系。故不同實(shí)際截流倍數(shù)下，設(shè)計(jì)調(diào)蓄徑流深度可按該函數(shù)關(guān)系進(jìn)行取值，并可按規(guī)范考慮1.1～1.5的安全系數(shù)以計(jì)算調(diào)蓄池容積。 ④ 為了提高整個(gè)城市污水系統(tǒng)的雨季處理能力的可操作性，以及降低上下游子系統(tǒng)與之匹配運(yùn)行的控制難度，對(duì)匯入主干管的各子系統(tǒng)（如城中村合流制排水系統(tǒng)）應(yīng)進(jìn)行科學(xué)合理地限流，分散控制溢流污染，避免降雨時(shí)下游子流域混合污水無(wú)限制、無(wú)序地涌入排水主干管，占據(jù)上游子系統(tǒng)正常的排水下行通道，導(dǎo)致上游子系統(tǒng)雨季溢流污染加重。 本文的完整版刊登在《中國(guó)給水排水》2022年第3期，作者及單位如下： 珠海市城中村合流制排水系統(tǒng)的溢流污染控制策略 付朝暉1，趙雄2，陳詩(shī)浩2,3，齊利華1，姚娟娟2，張智2，肖倩1 （1.珠海市規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院，廣東 珠海 519001；2.重慶大學(xué) 環(huán)境與生態(tài)學(xué)院，重慶 400045；3.重慶市市政設(shè)計(jì)研究院，重慶 400020）該文標(biāo)準(zhǔn)著錄格式： 付朝暉,趙雄,陳詩(shī)浩,等.珠海市城中村合流制排水系統(tǒng)的溢流污染控制策略[J].中國(guó)給水排水,2022,38(3):105-111. FU Zhaohui,ZHAO Xiong,CHEN Shihao,et al.Strategy for combined sewer overflow pollution control in urban villages of Zhuhai City[J].China Water & Wastewater,2022,38(3):105-111(in Chinese).編輯：劉貴春制作：文 凱審核：李德強(qiáng) http://noonanacupuncture.com/category/hangyeredian/5755.html 2023-11-01T17:50:46+08:00 022年4月23日國(guó)際知名期刊Science of the Total Environment (IF=7.963/Q1)在線發(fā)表了上海師范大學(xué)環(huán)境與地理科學(xué)學(xué)院張永明教授團(tuán)隊(duì)的研究論文“Anoxic/oxic treatment without biomass recycle”。論文詳細(xì)介紹了由該團(tuán)隊(duì)根據(jù)其專利技術(shù)(ZL2015 1 0510978.7和ZL2019 1 0930412.8)研發(fā)的世界首創(chuàng)的無(wú)污泥循環(huán)的A/O水處理工藝。該團(tuán)隊(duì)將缺(厭)氧和好氧的垂直折流式生物反應(yīng)器(Vertical Baffled BioReactor, VBBR)串聯(lián)組合為一體，并將其用于城鎮(zhèn)生活污水處理。相比傳統(tǒng)的A/O水處理工藝，缺(厭)氧和好氧VBBR的組合實(shí)現(xiàn)了無(wú)污泥循環(huán)的A/O水處理工藝，在水力停留時(shí)間縮短30% ~ 50%的情況下，COD和總氮去除率提高了6%和22%，尤其是總氮的去除甚至幾乎達(dá)到了極限脫氮水平。該反應(yīng)器操作、運(yùn)行維護(hù)十分簡(jiǎn)便，并且剩余污泥量大大減少。文章亮點(diǎn)● Denitrifiers and nitrifiers were enriched in A and O tanks with no biomass exchange.● The kinetics in both tanks increased by at least 27% with no biomass exchange.● The kinetics steadily decreased as the ratio of biomass exchange increased.● The two-stages of the vertical baffled bioreacetor (VBBR) had distinct communities.● The two-stage VBBR increased TN removal ratio by 22% over than classic A/O process.摘要?看點(diǎn) 在城市生活污水處理領(lǐng)域，傳統(tǒng)的A/O或A2/O水處理工藝是當(dāng)今世界的主流工藝，該工藝的優(yōu)點(diǎn)是通過內(nèi)循環(huán)方式充分地利用進(jìn)水中有限的碳源，提高了總氮的去除率。但該工藝存在最大的缺點(diǎn)是在水處理過程中，水與污泥一起在缺(厭)氧(A)和好氧(O)池間循環(huán)流動(dòng)，使得在A池內(nèi)存在大量的硝化菌，而在O池內(nèi)又存在大量的反硝化菌，由此導(dǎo)致硝化和反硝化效率都不高。此外，傳統(tǒng)的A/O污水處理工藝中，缺(厭)氧池的運(yùn)行方式很容易使溶解氧溶入其中，導(dǎo)致有限的有機(jī)碳源利用率較低，因此傳統(tǒng)A/O污水處理工藝總是難以做到總氮的高效去除。 本新工藝將缺(厭)氧與好氧VBBR串聯(lián)在一起，形成一套新穎的反應(yīng)器系統(tǒng)(如圖1所示)。該系統(tǒng)有效地克服了傳統(tǒng)A/O工藝的缺點(diǎn)，在循環(huán)過程中污泥固定不動(dòng)而只有水的循環(huán)。此外，前段的缺(厭)氧反應(yīng)器(An-VBBR)，由于可以嚴(yán)格限制溶解氧的侵入，從而可以極大地提高有機(jī)碳源的利用率，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)“極限脫氮”。圖1 無(wú)污泥循環(huán)的A/O污水處理反應(yīng)器及工藝示意圖 本研究首先從實(shí)驗(yàn)室小試開始，分別設(shè)計(jì)了有、無(wú)污泥交換的硝化和反硝化實(shí)驗(yàn)來模擬傳統(tǒng)A/O水處理工藝的泥水循環(huán)情況。研究發(fā)現(xiàn)，相比有50%的污泥交換，無(wú)污泥交換時(shí)，硝化和反硝化反應(yīng)速率要快1.5倍和4.2倍，該實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2所示。圖2 不同污泥交換量條件下的硝化和反硝化速率 當(dāng)將好氧VBBR(Ox-VBBR)與缺氧VBBR(An-VBBR)串聯(lián)在一起用于實(shí)際的城鎮(zhèn)污水處理時(shí)，在不同回流比(R)條件下，進(jìn)出水的COD、氨氮和總氮的濃度變化如圖3所示。圖3 好氧與缺氧VBBR串聯(lián)處理城鎮(zhèn)污水時(shí)進(jìn)出水濃度的變化,其中Effluent (1)和(2)分別表示An-VBBR和Ox-VBBR的出水 從圖3可以看出，在回流比為200%時(shí)，最后出水總氮的平均濃度僅有1.5 mg/L，達(dá)到了極限脫氮的水平。與此同時(shí)，傳統(tǒng)的A/O工藝處理相同的城鎮(zhèn)生活污水時(shí)，其進(jìn)出水中COD和總氮的平均濃度如圖4所示。比較圖3和圖4可以看出，組合VBBR工藝相比傳統(tǒng)A/O工藝，COD和總氮去除率平均提高了6%和22%。圖4 傳統(tǒng)A/O工藝處理相同城鎮(zhèn)污水時(shí)進(jìn)出水的COD和總氮濃度作用機(jī)理 新型的組合VBBR水處理工藝之所以可以實(shí)現(xiàn)高效的總氮去除率，一方面在于An-VBBR可以嚴(yán)格限制溶解氧的侵入，從而高效地利用了進(jìn)水中有限的有機(jī)碳源。另一方面，如圖5所示，兩個(gè)VBBR中擁有明顯不同的微生物群落，即An-VBBR內(nèi)反硝化菌占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，而Ox-VBBR內(nèi)硝化菌占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)。由此各反應(yīng)器內(nèi)的微生物均可以充分發(fā)揮它們的作用，因此在硝化和反硝化過程中，可以發(fā)揮出最大的脫氮效果。而傳統(tǒng)的A/O水處理工藝中，好氧池(Ox-tank)和缺氧池(An-tank)中的微生物群落分布非常相似。即好氧池中有相當(dāng)多的反硝化菌，而在缺氧池中又有相當(dāng)多的硝化菌。正是由于這種硝化和反硝化菌在反應(yīng)器運(yùn)行過程中不停地混合，使得傳統(tǒng)A/O水處理工藝的硝化和反硝化效率較低。而新型的組合VBBR則有效地克服了這一缺點(diǎn)。圖5 新型的無(wú)污泥循環(huán)反應(yīng)器和傳統(tǒng)A/O工藝中微生物群落分布. 其中An-VBBR和Ox-VBBR分別表示無(wú)污泥循環(huán)的缺氧和好氧VBBR, An-tank和Ox-tank表示傳統(tǒng)A/O工藝中的缺氧池和好氧池. Upper和Lower分別表示VBBR的上部和下部 本論文得到環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室(清華大學(xué))開放基金(16K10ESPCT)的資助，環(huán)境科學(xué)2018級(jí)博士研究生陸沁園、2018級(jí)碩士研究生周雋清和2019級(jí)博士研究生朱格為共同第一作者，張永明為通訊作者，合作者包括美國(guó)工程院院士，斯德哥爾摩水獎(jiǎng)獲得者Bruce E. Rittmann教授。論文作者閱讀原文：本文由上海師范大學(xué)環(huán)境與地理科學(xué)學(xué)院張永明教授提供