氨氮处理

废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。

水中氨氮的去除方法有多种，但目前常见的除氮工艺有生物硝化与反硝化、沸石选择性交换吸附、空气吹脱及折点氯化等。

下面我们详细介绍一下这几种水中氨氮的去除方法：

一、生物硝化与反硝化(生物陈氮法)

(一) 生物硝化

在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。生物硝化的反应过程为：

由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。

影响硝化过程的主要因素有：(1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上；

(2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜；(3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ,或＞2 ；(4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上；(5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。

(二) 生物反硝化

在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为：

6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O

6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-

由上可见，在生物反硝化过程中，不仅可使NO3--N、NO2--N被还原，而且还可位有机物氧化分解。

影响反硝化的主要因素：(1)温度温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大些。一般，以维持20～40℃为宜。苦在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间、降低负荷等措施，以保持良好的反硝化效果；(2)pH值反硝化过程的pH值控制在7.0～8.0；(3)溶解氧氧对反硝化脱氮有抑制作用。一般在反硝化反应器内溶解氧应控制在0.5mg/L以下(活性污泥法)或1mg/L以下(生物膜法)；(4)有机碳源当废水中含足够的有机碳源，

BOD5/TN＞(3～5)时，可无需外加碳源。当废水所含的碳、氮比低于这个比值时，就需另外投加有机碳。外加有机碳多采用甲醇。考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗，甲醇投量一般为NO3--N的3倍。此外，还可利用微生物死亡；自溶后释放出来的那部分有机碳，即"内碳源"，但这要求污泥停留时间长或负荷率低，使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期，因此池容相应增大。

二、沸石选择性交换吸附

沸石是一种硅铝酸盐，其化学组成可表示为(M2+，2M+)O.Al2O3.mSiO2?nH2O (m＝2～10，n ＝0～9)，式中M2+代表Ca2+、Sr2+等二价阳离子，M+代表Na+、K+等一价阳离子，为一种弱酸型阳离子交换剂。在沸石的三维空间结构中，具有规则的孔道结构和空穴，使其具有筛分效应，交换吸附选择性、热稳定性及形稳定性等优良性能。天然沸石的种类很多，用于去除氨氮的主要为斜发沸石。

斜发沸石对某些阳离子的交换选择性次序为：K+，NH4+＞Na+＞Ba2+＞Ca2+＞Mg2+。利用斜发沸石对NH4+的强选择性，可采用交换吸附工艺去除水中氨氮。交换吸附饱和的拂石经再生可重复利用。

溶液pH值对沸石除氨影响很大。当pH过高，NH4+向NH3转化，交换吸附作用减弱；当pH 过低，H+的竞争吸附作用增强，不利于NH4+的去除。通常，进水pH值以6～8为灾。当处理合氨氮10～20mg/L的城市严水时，出水浓度可达lmg/L以下。穿透时通水容积约100～150床容。沸石的工作交换容量约0.4×10-3n-1mol/g左右。

吸附铵达到饱和的沸石可用5g/L的石灰乳或饱和石灰水再生。再生液用量约为处理水量的3～5%。研究表明，石灰再生液中加入0.1mol的NaCl，可提高再生效率。针对石灰再生的结垢问题，亦有采用2％的氯化钠溶液作再生液的，此时再生液用量较大。再生时排出的高浓度合氨废液必须进行处理，其处理方法有：(1)空气吹脱吹脱的NH3或者排空，或者由量H2S04吸收作肥料；(2)蒸气吹脱冷凝液为1%的氨溶液，可用作肥料；(3)电解氧化(电氯化) 将氨氧化分解为N2。

三、空气吹脱

在碱性条件下(pH＞10.5)，废水中的氨氮主要以NH3的形式存在(图20-2)。让废水与空气充分接触，则水中挥发性的NH3将由液相向气相转移，从而脱除水中的氨氮。吹脱塔内装填

木质或塑料板条填料，空气流由塔的下部进入，而废水则由塔顶落至塔底集水池。具体参见https://www.360docs.net/doc/ad15859698.html,更多相关技术文档。

影响氨吹脱效果的主要因素有：

(1)pH值一般将pH值提高至10.8～11.5；

(2)温度水温降低时氨的溶解度增加，吹脱效率降低。例如，20℃时氨去除率为90～95％，而10℃时降至约75%，这为吹脱塔在冬季运行带来困难；

(3)水力负荷水力负荷(m3/m2．h)过大，将破坏高效吹脱所需的水流状态，而形成水幕；水力负荷过小，填料可能没有适当湿润，致使运行不良，形成干塔。一般水力负荷为2.5～5m3/m2．h；

(4)气水比对于一定塔高，增加空气流量，可提高氨去除率；但随着空气流量增加，压降也增加，所以空气流量有一限值。一般，气/水比可取2500～5000(m3/m2)；

(5)填料构型与高度由于反复溅水和形成水滴是氨吹脱的关键，因此填料的形状、尺寸、间距、排列方式够都对吹脱效果有影响。一般，填料间距40～50mm，填料高度为6～7.5m。若增加填料间距，则需更大的填料高度；

(6)结垢控制填料结垢(CaCO3)特降低吹脱塔的处理效率。控制结垢的措施有：用高压水冲洗垢层；在进水中投加阻垢剂：采用不合或少含CO2的空气吹脱(如尾气吸收除氨循环使用)；采用不易结垢的塑料填料代替木材等。

空气吹脱法除氨，去除率可达60～95%，流程简单，处理效果稳定，基建费和运行费较低，可处理高浓度合氨废水。但气温低时吹脱效率低，填科结垢往往严重干扰运行，且吹脱出的氨对环境产生二次污染。

四、折点氯化

投加过量氯或次氯酸钠，使废水中氨完全氧化为N2的方法，称为折点氯化法，其反应可表示为：

NH4+十1.5HOCl→0.5N2十1.5H2O十2.5H+十1.5Cl-

由反应式可知，到达折点的理论需氯(C12)量为7.6kg/kg(NH3-N)，而实际需氯量在8～

10kg/kg(NH3-N)。在pH＝6～7进行反应，则投药量可最小。接触时间一般为0.5～2h。严格控制pH值和投氯量，可减少反应中生成有害的氯胺(如NCl3)和氯代有机物。

折点氯化法对氨氮的去除率达90～100%，处理效果稳定，不受水温影响，基建费用也不高。但其运行费用高；残余氯及氯代有机物须进行后处理。

在目前采用的四种脱氮工艺中，物理化学法由于存在运行成本高、对环境造成二次污染等问题，实际应用受到-定限制。而生物脱氮法能饺为有效和彻底地除氮，且比较经济，因而得到较多应用。

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高浓度氨氮废水处理

发布时间：2011-10-27 14:15:16 中国污水处理工程网

消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮（500 mg/L以上，甚至达到几千mg/L）。过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。

高浓度氨氮废水处理的物化法

1.1 吹脱法

在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。

王文斌等对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究，控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右，渗滤液pH控制在10.5左右，对于氨氮浓度高达2000～4000 mg/L的垃圾渗滤液，去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。

王有乐等采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水（例如882 mg/L）进行了处理试验。最佳工艺条件为pH＝11，超声吹脱时间为40 min，气水比为l000：1试验结果表明，废水

采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果明显增加，与传统吹脱技术相比，氨氮的去除率增加了17％～164％，在90％以上，吹脱后氨氮在100 mg/L以内。为了以较低的代价将pH调节至碱性，需要向废水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。同时，为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。

Izzet等在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液（2240 mg/L）时发现在pH＝11.5，反应时间为24 h，仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮去除率便可达95％。而在pH＝12时通过曝气脱氨氮，在第17小时pH开始下降，氨氮去除率仅为85％。据此认为，吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。

1.2 沸石脱氨法

利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。

然而，蒋建国等探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明，每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力，当沸石粒径为30～16目时，氨氮去除率达到了78.5%，且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下，进水氨氮浓度越大，吸附速率越大，沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。

Milan等用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥废水时发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果最好，其次是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮去除率，综合考虑经济原因和水力条件，床高18cm（H/D=4），相对流量小于7.8 BV/h是比较适合的尺寸。离子交换法受悬浮物浓度的影响较大。

应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题，通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时，产生的氨气必须进行处理。同时可以查看中国污水处理工程网更多技术文档。

1.3 膜分离技术

利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便，氨氮回收率高，无二次污染。

蒋展鹏等采用电渗析法和聚丙烯(PP)中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可取得良好的效果。电渗析法处理氨氮废水2000～3000 mg/L，去除率可在85％以上，同时可获得8.9％的浓氨水。此法工艺流程简单、不消耗药剂、运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。PP中空纤维膜法脱氨效率＞90％，回收的硫酸铵浓度在25％左右。运行中需加碱，加碱量与废水中氨氮浓度成正比。

乳化液膜是种以乳液形式存在的液膜具有选择透过性，可用于液-液分离。分离过程通常是以乳化液膜（例如煤油膜）为分离介质，在油膜两侧通过NH3的浓度差和扩散传递为推动力，使NH3进入膜内，从而达到分离的目的。用液膜法处理某湿法冶金厂总排放口废水（1000～1200 mgNH4+-N/L，pH为6～9），当采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚为表面活性剂用量为4％～6％，废水pH调至10～11，乳水比在1:8～1:12，油内比在0.8～1.5。硫酸质量分数为10％，废水中氨氮去除率一次处理可达到97％以上。

1.4 MAP沉淀法

主要是利用以下化学反应：Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4

理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐，当[Mg2+][NH4+] [PO43 -]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁（MAP），除去废水中的氨氮。穆大纲等采用向氨氮浓度较高的工业废水中投加MgCl2?6H2O和Na2HP04?12H20生成磷酸铵镁沉淀的方法，以去除其中的高浓度氨氮。结果表明，在pH为8.9l，Mg2+，NH4，P043-的摩尔比为1.25:1:1，反应温度为25 ℃，反应时间为20 min，沉淀时间为20 min的条件下，氨氨质量浓度可由9500 mg/L降低到460 mg/L，去除率达到95％以上。由于在多数废水中镁盐的含量相对于磷酸盐和氨氮会较低，尽管生成的磷酸铵镁可以做为农肥而抵消一部分成本，投加镁盐的费用仍成为限制这种方法推行的主要因素。海水取之不尽，并且其中含有大量的镁盐。Kumashiro等以海水做为镁离子源试验研究了磷酸铵镁结晶过程。盐卤是制盐副产品，主要含MgCl2和其他无机化合物。Mg2+约为32 g/L为海水的27倍。

Lee等用MgCl2、海水、盐卤分别做为Mg2+源以磷酸铵镁结晶法处理养猪场废水，结果表明，pH是最重要的控制参数，当终点pH≈9.6时，反应在10 min内即可结束。由于废水中的N/P 不平衡，与其他两种Mg2+源相比，盐卤的除磷效果相同而脱氮效果略差。

1.5 化学氧化法

利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨，这种方法还可以起到杀菌作用，但是产生的余氯会对鱼类有影响，故必须附设除余氯设施。在溴化物存在的情况下，臭氧与氨氮会发生如下类似折点加氯的反应：Br－+O3+H+→HBrO+O2，

NH3+HBrO→NH2Br+H2O，

NH2Br+HBrO→NHBr2+H2O，

NH2Br+NHBr2→N2+3Br－+3H+。

Yang等用一个有效容积32 L的连续曝气柱对合成废水(氨氮600 mg/L)进行试验研究，探讨Br/N、pH以及初始氨氮浓度对反应的影响，以确定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的最佳反应条件。发现NFR(出水NO3--N与进水氨氮之比)在对数坐标中与Br-/N成线性相关关系，在Br-/N>0.4，氨氮负荷为3.6～4.0 kg/(m3?d)时，氨氮负荷降低则NFR降低。出水pH＝6.0时，NFR和BrO－-Br（有毒副产物）最少。BrO－-Br可由Na2SO3定量分解，Na2SO3

投加量可由ORP控制。有高浓度氨氮废水需要处理的单位，也可以到污水宝项目服务平台咨询具备类似污水处理经验的企业。

高浓度氨氮废水处理的生化联合法

物化方法在处理高浓度氨氮废水时不会因为氨氮浓度过高而受到限制，但是不能将氨氮浓度降到足够低（如100 mg/L以下）。而生物脱氮会因为高浓度游离氨或者亚硝酸盐氮而受到抑制。实际应用中采用生化联合的方法，在生物处理前先对含高浓度氨氮的废水进行物化处理。

卢平等研究采用吹脱-缺氧-好氧工艺处理含高浓度氨氮垃圾渗滤液。结果表明，吹脱条件控制在pH=9 5、吹脱时间为12 h时，吹脱预处理可去除废水中60%以上的氨氮，再经缺氧-好氧生物处理后对氨氮（由1400 mg/L降至19.4 mg/L）和COD的去除率>90%。

Horan等用生物活性炭流化床处理垃圾渗滤液（COD为800～2700 mg/L，氨氮为220～800 mg/L）。研究结果表明，在氨氮负荷0.71 kg/(m3?d)时，硝化去除率可达90％以上，COD 去除率达70％，BOD全部去除。

Fikret等以石灰絮凝沉淀+空气吹脱做为预处理手段提高渗滤液的可生化性，在随后的好氧生化处理池中加入吸附剂（粉末状活性炭和沸石），发现吸附剂在0～5 g/L时COD和氨氮的去除效率均随吸附剂浓度增加而提高。对于氨氮的去除效果沸石要优于活性炭。

膜-生物反应器技术（MBR）是将膜分离技术与传统的废水生物反应器有机组合形成的一种新型高效的污水处理系统。MBR处理效率高，出水可直接回用，设备少战地面积小，剩余污泥量少。其难点在于保持膜有较大的通量和防止膜的渗漏。

李红岩等利用一体化膜生物反应器进行了高浓度氨氮废水硝化特性研究。研究结果表明，当原水氨氮浓度为2000 mg/L、进水氨氦的容积负荷为2.0 kg/(m3?d)时，氨氮的去除率可达99％以上，系统比较稳定。反应器内活性污泥的比硝化速率在半年的时间内基本稳定在

0.36/d左右。

高浓度氨氮废水处理的新型生物脱氮法

近年来国内外出现了一些全新的脱氮工艺，为高浓度氨氮废水的脱氮处理提供了新的途径。主要有短程硝化反硝化、好氧反硝化和厌氧氨氧化。

3.1 短程硝化反硝化

生物硝化反硝化是应用最广泛的脱氮方式。由于氨氮氧化过程中需要大量的氧气，曝气费用成为这种脱氮方式的主要开支。短程硝化反硝化（将氨氮氧化至亚硝酸盐氮即进行反硝化），不仅可以节省氨氧化需氧量而且可以节省反硝化所需炭源。

Ruiza用合成废水（模拟含高浓度氨氮的工业废水）试验确定实现亚硝酸盐积累的最佳条件。要想实现亚硝酸盐积累，pH不是一个关键的控制参数，因为pH在6.45～8.95时，全部硝化生成硝酸盐，在pH<6.45或pH>8.95时发生硝化受抑，氨氮积累。当DO＝0.7 mg/L时，可以实现65％的氨氮以亚硝酸盐的形式积累并且氨氮转化率在98％以上。DO<0.5 mg/L时发生氨氮积累，DO>1.7 mg/L时全部硝化生成硝酸盐。

刘俊新等对低碳氮比的高浓度氨氮废水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行了对比分析。试验结果表明，亚硝酸型脱氮可明显提高总氮去除效率，氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。此外，pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型具有重要影响。

刘超翔等短程硝化反硝化处理焦化废水的中试结果表明，进水COD、氨氮、TN 和酚的浓度分别为1201.6、510.4、540.1、110.4 mg/L时，出水COD、氨氮、TN和酚的平均浓度分别为197.1、14.2、181.5、0.4 mg/L，相应的去除率分别为83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。与常规生物脱氮工艺相比，该工艺氨氮负荷高，在较低的C/N值条件下可使TN去除率提高。

3.2 厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON)

厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。ANAMMOX的生化反应式为：NH4++NO2－→N2↑+2H2O

ANAMMOX菌是专性厌氧自养菌，因而非常适合处理含NO2－、低C/N的氨氮废水。与传统工艺相比，基于厌氧氨氧化的脱氮方式工艺流程简单，不需要外加有机炭源，防止二次污染，又很好的应用前景。厌氧氨氧化的应用主要有两种：CANON工艺和与中温亚硝化（SHARON）结合，构成SHARON-ANAMMOX联合工艺。

CANON工艺是在限氧的条件下，利用完全自养性微生物将氨氮和亚硝酸盐同时去除的一种方法，从反应形式上看，它是SHARON和ANAMMOX工艺的结合，在同一个反应器中进行。

孟了等发现深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂，溶解氧控制在1 mg/L左右，进水氨氮<800 mg/L，氨氮负荷<0.46 kgNH4+/(m3?d)的条件下，可以利用SBR反应器实现CANON 工艺，氨氮的去除率>95%，总氮的去除率>90%。

Sliekers等的研究表明ANAMMOX和CANON过程都可以在气提式反应器中运转良好，并且达到很高的氮转化速率。控制溶解氧在0.5 mg/L左右，在气提式反应器中，ANAMMOX过程的脱氮速率达到8.9 kgN/（m3?d），而CANON过程可以达到1.5 kgN/（m3?d）。

3.3 好氧反硝化

传统脱氮理论认为，反硝化菌为兼性厌氧菌，其呼吸链在有氧条件下以氧气为终末电子受体在缺氧条件下以硝酸根为终末电子受体。所以若进行反硝化反应，必须在缺氧环境下。近年来，好氧反硝化现象不断被发现和报道，逐渐受到人们的关注。一些好氧反硝化菌已经被分

离出来，有些可以同时进行好氧反硝化和异养硝化（如Robertson等分离、筛选出的Tpantotropha.LMD82.5）。这样就可以在同一个反应器中实现真正意义上的同步硝化反硝化，简化了工艺流程，节省了能量。

贾剑晖等用序批式反应器处理氨氮废水，试验结果验证了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脱氮能力随混合液溶解氧浓度的提高而降低，当溶解氧浓度为0.5 mg/L时，总氮去除率可达到66.0%。

赵宗胜等连续动态试验研究表明，对于高浓度氨氮渗滤液，普通活性污泥达的好氧反硝化工艺的总氮去除串可达10％以上。硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而下降；反硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明，在溶解氧为0.14 mg/L左右时会出现硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化现象。其速率为4.7 mg/(L ?h)，硝化反应KN＝0.37 mg/L；反硝化反应KD=0.48 mg/L。

在反硝化过程中会产生N2O是一种温室气体，产生新的污染，其相关机制研究还不够深入，许多工艺仍在实验室阶段，需要进一步研究才能有效地应用于实际工程中。另外，还有诸如全程自养脱氮工艺、同步硝化反硝化等工艺仍处在试验研究阶段，都有很好的应用前景。

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水处理一般使用的几种处理方法介绍

2011-11-02 03:45:35网络转载供稿

由于天然水源的水质和用户对水质的要求存在着不同程度的矛盾和差距，所以我们必须通过先进的水质净化技术，运用可行的科学的水处理方法，使原来含有多种杂质的天然水变为能满足生活或生产要求的水。

以下简单介绍一些常用的给水处理方法：

1．澄清：

水的澄清处理对象主要是原水中悬浮物及胶体物质，降低这些物质在原水中形成的浑浊度。具体处理的工艺流程又可分为：混凝、沉淀和过滤。

1．1混凝

在原水中投入药剂（净水剂），使药剂与原水经过充分的混合与反应（即混凝过程在反应池进行），这样水中的悬浮物和胶体杂质形成易于沉淀的大颗粒絮凝体，俗称矾花。

1．2沉淀

通过混凝过程的原水夹带大颗粒絮凝体以一定的水流速度流进沉淀池，通过沉淀池进行重力分离，将水中比重大的杂质颗粒下沉至沉淀池底部排出。

上述净化过程也可以通过澄清池来完成，澄清池是集反应和沉淀于一体的处理构筑物1．3过滤

原水通过混凝、沉淀工艺后，水的浑浊度大为降低，但通过集水槽流入水池中的沉淀水仍然残留一些细小的杂质，通过滤池中的粒状滤料（如石英砂、无烟煤等）截留水中细小杂质，使水的浑浊度进一步降低。

当原水浑浊度较低时，投入药剂后的原水也可以不经过混凝、沉淀等处理过程而直接进入过滤处理。

上述的澄清工艺（混凝、沉淀和过滤）除了能降低原水的浑浊度，同时对色度、细菌、以及病毒等的去除也相当有效。

对于高浑浊度的原水，通常用沉砂池或预沉池去除粒径较大的泥沙颗粒。

2．消毒

当原水进行混凝、沉淀、过滤处理之后，通过管道流入清水池，必须进行消毒，消毒的方法是在水中投入氯气、漂白粉或其它消毒剂，用以杀灭水中的致病微生物。也有采用臭氧或紫外线照射等方法对水进行消毒的。

除以上所述二类给水处理方法之外，其它常用的处理方法还有除臭、除味、除铁；软化、淡化和除盐等。

根据不同的原水水质和对处理后的水质要求，上述各种处理方法可以单独采用，也可以几种处理方法联合采用，以形成不同的处理系统。在水质净化中，通常都是几种处理方法联合使用的。

再生水处理空间无限让水资源循环起来

2011-11-01 03:45:07中国水处理招标网

水工业网讯：城市污水水量大且相对稳定、易于收集，再生水处理技术趋于成熟，且处理成本比海水淡化低，建设投资比远距离引水更经济。因此，城市污水再生利用已成为世界

许多国家解决水资源不足问题的重要措施。有调研显示，目前全国大多数省区生产利用中水的能力有限，平均利用率还不到10%。可见，我国再生水处理利用的空间还很大。

再生水成北京新水源

人均1000立方米是国际公认的缺水警戒线。100立方米的人均水资源量，早已使北京成为全世界最缺水的大城市之一。据统计，2010年，北京市再生水用量已达6.8亿立方米，所占城市供水比例达到19%，再生水已成为北京第二大水源。

再生水处理空间无限

从2004年起，北京将再生水正式纳入全市水资源统一调配，相当于纳入财政预算，再生水不再可有可无，而是变成主力水源。截至2010年，北京工业利用再生水达到1.4亿立方米，占总利用量的20%，农业用水和景观用水的量比更为惊人，分别达到了总利用量的47%和30%，仅在北京城区，便有七成的水系使用了再生水，恢复了河湖的生态健康。

2010年，北京市新水供应量约15.6亿立方米，如果用一次就排掉，水量只有15.6亿立方米；扣除正常损耗，如果能将其中80%收集利用，再用一次，相当于水量增加了0.8倍；接下来还可以进行第三次、第四次使用。可见，北京再生水的开发和利用，仍然具有较大空间。

雨水、再生水都要省下来

目前非传统水源利用包括雨水、再生水和中水等，即城市雨水有效利用、城市污水深度处理及回用、小区建筑中水回用。

安徽省将把雨水利用纳入到城市绿地规划中，控制绿地面积达到城市规划总面积的30%以上，使天然降雨可通过绿地直接补给地下水。对于皖北采用地下水作为城市水源的城市，在雨水管路系统末端设置雨水收集池，雨水集中收集回灌地下。在进行城市道路规划与建设时，尽可能建设透水路面或留出透水的排水沟；建设雨污分流的地下排水管网；新建居住小区规划建设雨水利用系统，将收集的雨水用于小区景观、绿化和就地回灌。

要求城市污水厂的二级处理出水，根据用途的不同，可直接或进一步处理达到更高的水质后应用于工业生产过程，如用作冷却水等。回用水也应用于城市景观用水、绿化用水、建筑施工用水等市政杂用水。此外，小区中水系统主要收集小区内的沐浴、盥洗、洗衣、厨房及冷却水，通过简单的格栅、调节池、过滤、消毒到出水，用于小区内的冲洗厕所、清洗道路、绿化浇水、水景、洗车及空调冷却水用。

污水治理的措施与探究

2011-10-25 11:37:24中国水处理招标网

因此，一些政府正在提高需求主体对于服务生产的介入。但是，这并不能成为减少政府规模的政策建议的理由。公共服务的管理经常涉及到需求主体没有能力单独进行资源处理的复杂任务。因此，有用的研究是政府如何设计出有效的制度，补充需求主体单独处理公共事物之不足。本文试图通过对浙江省绍兴的污水治理案例的分析，文化、卫生等社会事业的长足的进步;但是传统发展中国家经济发展的后遗症――污染一、案例背景绍兴县地处长江三角洲南翼，平原河道纵横，水网密布，水域面积13万亩，河道总长1667公里，是著名的江南水乡。平原河网既是绍兴县工农业生产和人民生活用水的主要来源，又是集防洪、排涝、灌溉、蓄水等功能于一体的重点水利工程，在该县经济发展中起着举足轻重的作用，被喻为绍兴县的“血脉”。

响了人民群众的生产、生活和该县经济的可持续发展。同时，由于河床淤积严重，蓄水量减少，水面水草泛滥及河道内乱设障碍等引起水流不畅，加剧了水环境的恶化。

二、团队生产和协作生产水体的环境容量是一种公共池塘资源，其显著特征是资源系统的整体性和资源单位的可分性。因此，排斥因使用资源系统而获取收益的潜在受益者，成本是很高的。

如果特定区域内聚集着两家以上的排污者，污水排放的受害者是多元的。由于企业追求自身利益最大化，以及环境容量资源外部性的特点，会造成过度使用环境容量资源导致环境污染。污水治理则是通过人工手段，生产环境容量资源的过程，其具体模式主要包括分散治理和集中治理。分散治理就是指各个工厂自身配备污水处理设备，污水处理在工厂里完成，达标后排入指定的自然水体。集中治理是与分散治理相对应的另一种治理模式，其本质是由污水处理厂专业生产环境容量资源。从本质上讲，污水治理具有团队生产和协作生产的特点，为了更好的理解污水治理，我们有必要对团队生产和协作生产理论进行简要的回顾。

1.团队生产理解团队生产的概念是理解集中治理动力的关键。组织能使个体收获团队生产的利益。团队生产不是汇集个人努力和资源的简单过程，而是通过它，个人的努力和资源以互利方式组织，产生了更高水准的生产力。这就是为什么在团队生产过程中，个人的边际生产力是其他人努力的函数。与此同时，团队生产也带来了生产率和报酬的计量问题。如果经济组织的计量能力很差，报酬和生产率之间关系松散，生产率将较低。但是，在团队生产中，参与合作的队员的边际产品并不是可以如此直接的分别观察得到的。在这种情况下，有监督的生产尤为必要。如果监督队员的费用为零，队员就没有偷懒的激励。而事实上，现实生活中，监督费用不可能为零，这就存在边际监督成本和边际监督产出的权衡问题。权衡的结果形成了团队生产的次优局面。

2.协作生产协作生产是团队生产的一种形式。在协作生产过程中，常规生产者（污水处理厂）和消费生产者（排污企业）的努力，在很大程度上相互依赖，而不是完全相互替代的。既然常规生产者和消费生产者的努力是互补的，因此为了完成特定的目标，双方存在最优投入的问题。也就是说合理界定常规生产者和消费生产者的责任和义务，有着十分重要的意义。

通过上述对团队生产和协作生产简要的回顾，本文认为，一个运作成功的污水治理系统应该能够解决三个问题：污水计量问题、监督问题和合理界定常规生产者和消费生产者责任和义务。工程建设只涉及到诸如截污工程、污水处理工程、污水输送工程等这样有形物品的提供；制度安排则主要涉及到无形物品的供应，比如常规生产者和消费生产者间有序规则关系等。本文将就绍兴污水治理系统的工程设计和制度安排如何来解决上述三个问题，以及政府在污水治理中的角色等问题进行考察。

三、政府结构及其在污水治理中的角色1.政府结构政府必须拥有一套职能部门，按照其意图执行法律、维持秩序、征集税收、惩处罪犯和提供其他服务。

政府机关中的每一个职能部门本身都是理性的个体。政府最大效用以及建立有效制度安排的能力，取决于有多少个职能部门把政府的目标视作自己的目标。在通常情况下，区域环境保护的执法职能在环保局手里，而污水治理工程由建设城管部门主管，存在管理和执法“两张皮”

的现象，不利于政府内部机构的自我激励。绍兴县人民政府确定，作为专业运营环境容量资源这一特殊商品的特殊企业，给排水管理处由环保局主管，解决了管理和执法“两张皮”问题，从而解决了环保局的自我激励问题。通过环保局强化环境执法监督，保证了污水治理工程的建设和运行。

2.政府在污水治理中的角色在中国这样具有浓厚科层特色的国度，政府在污水治理等公共事务的作用是显而易见的。本文通过对绍兴污水治理的案例分析，政府主要充当以下几个角色：第一，认知的领导者。地方政府对污水处理如何定调起着重要的作用。为了搞好绍兴县水污染治理，县委、县政府领导多次组织全县各级领导班子一起学习，要求有关领导转变观念，正确处理好人口、环境和资源的关系，彻底转变在发展经济中急于求成、急功近利的偏向。县委、县政府还把治理水污染，保护水资源，实现“还民碧水”作为全县上下各级领导干部不可动摇的行动目标。

在污水治理的模式上，县委、县政府也积极探索，并成功实现由分散治理向集中治理转型。在污水分散治理模式下，由于排污者众多，实行有效的监督是一件十分困难的事情。但是，偷排行为带来的超额利润，使得排污者有了偷排和寻租的激励。同时，监督者又符合受租人的特征，因此寻租行为很难避免不发生。退一步讲，监督者是完美的，但在现有技术条件下，监督者面对众多的排污者，往往也显得力不从心。这种偷排污水行为又没有受到应有的处罚的状况，在区域内产生了“模仿效应”，造成偷排污水现象泛滥，环境污染程度难以得到有效的控制。集中治理是与分散治理相对应的另一种治理模式。在污水集中治理模式中，区域内众多排污者把符合进网标准的原质污水或初级处理后符合进网标准的污水汇集到污水处理厂；而污水处理厂再经过生物的、物理的、化学的等一系列处理，达到国家规定的污水排放标准之后排放。在集中治理状态下，排污者的所有污水必须全部接入污水管网，而不准另设排污口，降低了偷排的可能性，使得监督变得容易可行。

第二，建设组织者和资金的支持者。在案例中，地方政府是污水治理工程的建设组织者和资金支持者。比如，1995年开始的绍兴县污水集中治理工程，该工程是绍兴市“碧水工程”的重要组成部分，地方政府主要起了建设组织者的作用，全部工程总投资1.87亿元来源于排污权的出让费1.63亿元和银行借款0.24亿元；2000年，在建设总投资5.2亿元、日处理能力30万吨的绍兴污水处理厂过程中，市县两级政府仅出资2500万元，大多通过国债和银行借款解决，地方政府主要起了建设组织者和少量资金支持者的作用。在污水收集系统建设方面，政府作为资金支持者的角色相对突出，在1985―2003年近20年间，绍兴县和绍兴市共计投资10亿元。

第三，第三方仲裁者和行政执法者。政府作为第三方仲裁者和行政执法者的作用，在根本上确立了排污企业和常规生产主体之间、排污企业之间，以及政府与排污企业之间的互动关系。具体办法有五种。

一是通过各排污企业申报排污容量，由县政府核定“环境容量指标”；二是通过核发“排污许可证”来界定环境容量资源；三是整顿企业内部的排污系统，企业必须将所有排污口接入集中治理工程的管网，不准另设排污口；四是在企业污水接入口安装流量计，使“排污许可证”中“量”

的许可得到有效落实；五是确立排污权流转制度。

四、基础工程设施的效应80年代以来，绍兴因地制宜，加大治污基础工程设施建设，主要经历了三个阶段。一是污水点源治理阶段。针对排污企业数量多、面广的特点，由环保部门牵头，对排污企业实行点源治理和分片治理相结合的方法，初步形成了小区域治理结构。二是污水收集系统大规模建设阶段。自1985年至2003年间，累计建成干管100多公里，支线管网300多公里，截污能力接近100万吨/日。

三是绍兴市、县联合治污阶段。2000年绍兴市作出了重大决策，由市县合建总投资5.2亿元、日处理能力30万吨的绍兴污水处理厂，拉开了联合治污的序幕。通过上述截污管网、污水处理厂等建设，区域性污水集中处理的硬件条件已经具备，其优点是显而易见的。

第一，获取团队生产的增量收益。污水集中处理能有效减缓污染负荷冲击，同时避免了市县二级政府在污水处理项目上的重复投资，实现社会资源优化配置。第二，以印染废水为

主的工业废水与城市生活污水的混合，充分改善了生化处理条件，实现了污水处理规模化和集约化，最大限度减轻了排污企业和社会治污的负担。比如，绍兴东风酒厂高浓度废水自行处理，其投资成本为2800元/吨，运行费用20元/吨，日处理废水量100吨，日运行费用2000元；接入集中污水处理厂后，该厂自身日治污费用下降到115元。

第二，计量和监督问题的解决。

截污工程的完善，提高了管网覆盖面积，为企业全面排污入管创造了条件。这样，治理者可以在进管处安装流量计等简单设备，以此计量排污者的排污量。既达到“产权界定”清晰，又做到“监控”费用低廉的双重要求，因而可以防治企业因“滥用”环境容量资源而造成的环境污染。环境容量资源产权的有效界定，这就为环境容量资源进行市场交易创造了条件。

五、相关制度安排污水治理的基础工程设施为污水治理创造了良好的硬件条件，制度安排则是相应的软件条件。只有两者之间实现有机的结合，才能发挥相应的协同效应。案例中，地方政府的制度安排主要有以下几点：第一，运作主体的安排。绍兴市县合作治污主要通过绍兴市水务集团和绍兴县水务集团，按照市场化的要求具体进行运作。绍兴水处理发展有限公司作为污水处理的运作主体，是由绍兴市水务集团和绍兴县水务集团，以4∶6的出资方式组建的，是目前世界上最具规模的区域性综合污水集中治理企业。污水收集、输送以及截污管网运作，分别由绍兴市水务集团全资子公司绍兴市排水管理有限公司和绍兴县水务集团全资子公司绍兴县排水有限公司完成。从而，一个完整的污水治理团队通过资本这个纽带形成了，为污水治理的高效运作奠定了框架。

第二，污水进网标准的确定。污水进网标准是污水治理过程中常规生产者和消费生产者责任和权利的分界点。从理论上讲，是常规生产者和消费生产者为了完成既定目标，达到各自的最优投入水平。由于常规生产者和消费生产者各自投入的互补性，双方协作生产尤为必要。绍兴没有规定硬性的污水入网标准，主要用经济手段对高浓度的污水进行加价收费，尤其当COD值高于1300mg/L时，每高100mg/L，收费标准相应提高0.15元/吨。由于缺乏相关的硬性指标，集中污水治理也存在一定弊端，影响了协作生产的有效性。比如，高浓度的印染废水和重金属含量高的电镀废水便是一个典型例子。

第三，污水计价收费制度。绍兴污水处理费价格的制订按照“谁污染、谁付费”、“补偿成本、保本微利”的原则，实行污水分类计价和按浓度计价收费。

按废水类别确定基价，即一类为居民生活污水0.5元/吨，二类为食品酿造等工商企业污水1.6元/吨，三类为印染、皮革、化工、制药、电镀工业企业污水2.2元/吨，四类为其他单位污水1.0元/吨。

工业废水按污染浓度高低实行上下浮动计价，即以COD值1000mg/L为基准，每

100mg/L为一挡，在COD值低于1000mg/L时，每低一挡，收费标准相应降低0.06元/吨；COD值高于1000mg/L，低于1300mg/L时，每高一挡，收费标准相应提高0.06元/吨；COD 值高于1300mg/L时，每高一挡，收费标准相应提高0.15元/吨。通过上述按类和按浓度计价相结合的方法，改善了污水处理企业激励条件。

第四，排污权的初始分配和流转制度。按照股份制形式组建的污水处理厂和污水管网经营企业，作为专业营运“环境容量资源”这一特殊商品的企业，定向有偿出让“排污权”和“环境

容量资源”使用权，企业则一次性按规定缴纳入网费，以取得相应权限。政府则通过核发“排污许可证”对“环境容量资源”的使用权进行“产权界定”，使入网的排污企业可以进行“产权交易”，有价转让“排污权”，从而通过市场方式促进环境容量资源的优化配置。

六、结论绍兴的污水治理不仅是城市有效污水治理的榜样，也说明了相关公共事物的治理之道。区域性污水治理具有明显的团队生产和协作生产的特征，所以，政府在基础工程设施建设和制度安排中必须解决好污水计量问题、监督问题和合理界定常规生产者和消费生产者责任和义务。解决上述三个问题，只有通过基础工程设施和制度安排的有机结合，才能有效的实现区域性污水治理的理想效果。

工业废水的处理办法与二次使用

2011-10-24 03:57:23中国水处理招标网

由于废水的成分较为复杂，pH值及SS变化区间大。另外，由于使用不合理，造成氧化铝生产水耗较高，不但产生了大量的工业废水将会污染周边环境，同时造成了大量的碱、氧化铝和水的流失，最终导致成本升高。假如废水中的碱能回收利用，不仅能降低生产中的碱耗，增加效益，而且还可以充分利用资源，变废为宝，减少对环境的污染，可谓一举两得。因此，为达到此目的，我们对厂区下水系统进行了改造，将废水进行必要的处理后综合利用，现已基本达到了此目的，取得了一定的经济效益。

生产废水处理工艺Technologicaltrea－mentofwastewaterduringproduction我公司的生产废水处理站于1996年底建成投产，设计处理能力为33000m 3／d，设计出水悬浮物SS≤50mg／L，pH值＜9，有机物去除率为98％。生产废水综合治理工艺流程。主要构筑物技术参数如下；预沉池：1用1备，单池容积为30m×10m×4m，废水水平流速为0.015m ／s，停留时间为33.3min。

隔油沉砂池：1组5格，单池容积为20m×3.2m×3m，废水水平流速为0.013m／s，停留时间为25.8min。气浮池：原设计1组4格，由于占地限制，后改为1组3格，单池容积为20m×4.5m×3m，废水水平流速为0.0132m／s，停留时间为25.2min。平流沉淀池：利用原有建筑物，1用1备，单池容积为50m×13.6m×3.5m，废水水平流速为0.007m／s，停留时间为2h。废水回用工艺流程。

其主要特点是：（1）采用多级处理分质供水的方式根据不同用户对水质的不同需求，采取不同的处理方式，对油和悬浮物均进行了相应的处理，而对于碱度则采用了不同的处理方法。由于氧化铝循环用水，赤泥稀释输送及热力锅炉冲渣、除尘，均需要碱性水，所以只需去除废水中的SS和油即可。而对于生产补水和外排水，除需将废水中的SS和油去除外，还应调整水的pH值，使其达到相应的生产用水标准和外排水排放标准。这样，不但减轻了处理负荷，而且节约了大量成本。

（2）利用工业废水的碱度解决热力锅炉除灰、除硫、防渗等问题我公司现有4台75t 蒸汽锅炉和5台130t蒸汽锅炉，每年需要大量的冲渣除灰水，而灰渣坝的回水量难以满足生产用水量，必须补充大量新水。现采用处理后的碱性工业废水，不但解决了废水回用，减少外排的问题，而且提高了锅炉SO 2和粉尘的去除率，改善了大气的环境质量。由于锅炉烟气中含有大量的SO 2等有害气体和有毒粉尘，它们是环境的大敌，其中SO 2的危害尤为突出。而SO 2能在碱性条件下发生氧化反应，生成溶于水的硫酸盐，易于除去；锅炉烟气中的大量粉尘带有负电荷，在碱性条件下也易于除去；锅炉冲渣除灰水被送到灰渣坝，其剩余碱度与灰渣水中的Ca 2＋、Mg 2＋等反应生成CaCO 3、Mg（OH）2沉淀，沉积于灰渣坝周围，增强了其抗渗性能，防止管涌产生，起到稳定坝体的作用。

（3）作为氧化铝一环水泵站的补充水源一环水泵站是氧化铝生产的关键水源，每天需要补充大量的水来满足生产需求。用处理后的生产废水作为补充水源，不但减少了生产废水的外排量，而且提高了循环水的碱度，有效地减低了氧化铝生产的碱耗，同时也大幅度地降低了循环水的温度，提高了种分槽的分解率和蒸发器水冷器的真空度，增加了氧化铝产量，可谓一举多得。另外，温度较高的蒸发回水用于溶出系统的流程补水，这部分水具有高温高碱度的特点，既可降低溶出系统的碱耗又可节约启蒸汽用量。处理后的工业废水作为一环水泵房的补充水源，解决了循环水的水量平衡问题，为氧化铝生产的稳定运行创造了条件。

运行效果Operatingeffect该工艺自投用以来，经过近几年的运行管理，积累了不少经验，并不断地对工艺进行改造和完善，已基本达到预期的目的，取得了可观的经济效益。

（1）提高了热力厂锅炉的SO 2和粉尘去除率。

自从热力厂锅炉采用氧化铝生产废水除灰以来，我公司周围的大气环境质量有了明显的改善和提高。SO 2的去除率提高了近20个百分点，烟尘去除率也稳中有升，达到了90％。

（2）处理后出水水质不断提高。我公司氧化铝生产废水处理工艺和回用技术自投用以来，经过对工艺的不断改进和完善，使生产运行更加科学合理，运行指标得到优化，出水水质提高，外排水量不断减少，得了良好的社会效益和经济效益。

（3）稳定了氧化铝的生产，确保了蒸发器真空度的实现，有效地提高了种分槽的分解率。氧化铝生产过程中，种分槽的分解率和蒸发效率的高低直接影响着氧化铝的产量，也关系到企业的经济效益。分解率受多种因素影响，控制母液温度也是一重要途径，而循环水温度直接影响着蒸发效果。氧化铝生产废水经过处理后，其水温一般不超过30℃，作为降温用水极为有效。自从采用该工艺以来，氧化铝生产稳定，蒸发效率高，分解率也有了很大提高，氧化铝产量逐年提高，取得了较好的经济效益。

结论及经济效益Conclusionandeco－nomiceffects（1）氧化铝生产废水采用分质处理，节约了大量处理费用，根据中和原理计算，年可节约加酸费用78万元，节约补碱费用90万元。

（2）该回用技术应用以来，废水的外排水量明显降低，由1996年的30059t／d，下降至2002年215t／d，部分时间甚至达到了生产废水零排放，2002年零排放日达70％，这直接导致了排污费的大幅减少，厂区和生活区的大气环境质量有了明显的提高。

（3）有效地降低了氧化铝一环水泵站的水温，减少了碱度流失，节约了生产成本，提高了蒸发效率和种分分解率，使氧化铝产量逐年提高。

（4）采用此工艺处理我国铝工业碱性含油废水是可行的。

有待解决的问题Problemawaitingfor solution我们对工艺运行过程中暴露出的一些问题进行了改进和完善，取得了一定的成效，但仍然有一些亟待解决的问题：（1）底泥处理的问题。氧化铝生产废水中含有大量的泥沙及悬浮物，在废水处理过程中大量沉积于预沉池、隔油池及气浮池内，平均每10～15天预沉池即淤满，气浮池也因积泥太多而影响气浮效果。现污泥干化处理系统因污泥中含有大量重油而无法投运，故只能采用机动车将泥浆外运填沟，增加了运输费用（年运输费多达28万元）。

（2）管道、设备结垢问题。生产废水在输送过程中，受到水利条件变化因素的综合影响，容器内壁上形成大量水垢，给废水的输送带来极大困难。另外，由于废水容易结垢，也使各用户产生不满，不愿利用此水或减少用量，造成管道内的水流流速降低，加剧了管道设备的结垢。

有机物质的水溶解状态及分析

2011-10-24 02:59:13中国水处理招标网

成为环境科学领域的研究热点1如何控制PAHs的环境风险，已成为当前环境污染控制的重要任务之一1国内外已对PAHs在环境中的迁移、转化、归趋和毒性效应等进行了大量的研究（陈静等，2004；Joelle et al 1，2002；M iya et al 1，2001；Gensemer et al。，1999），并建立了一些模型以预测其环境风险（Ryan et al 1，1988；Riederer，1990；Duarte2Davidson et al 1，1996）1这些模型均认为PAHs的环境生物地球化学行为与其理化性质有关，且模型的准确性依赖于这些理化性质参数的输入1因此，PAHs理化性质参数确定的合理与否直接关系到预测结果的可靠性1目前，大多数模型都是用纯水体系中得出的PAHs理化性质而建立的，然而大量的研究发现，在环境中若有表面活性剂存在，则能促进PAHs在水中的溶解，增加其在环境中的移动性（朱利中等，2002；宋玉芳等，1999）1水溶性有机物（Dissolved organic matter，DOM）作为环境中的一种天然络合剂和吸附载体，对陆地和水体生态系统中污染物的活化、迁移、转化和最终归宿以及营养物质的生物有效性等均有较大影响（Moore et al 1，1992）1有机肥的施用和有机固体废物的农用是土壤与水体中DOM的重要来源1有研究表明DOM是一类具有表面活性性质的物质（占新华等，2004），因此，DOM的存在会改变疏水性有机污染物PAHs的理化性质，进而影响其环境行为1在为数不多的DOM对PAHs环境行为影响的研究中，大部分是关于DOM对

PAHs在土壤中的吸持2解吸和迁移的影响研究（Totsche et al 1，1997；Magee et al 1，1991；Raber et al 1，1997），而DOM对PAHs表观溶解度和正辛纯/水溶液体系分配系数的影响研究尚未见有报道1有机化合物在水中的溶解度是描述其环境化学行为的重要理化性质参数，也是在设计和进行有机化合物在水中化学与生物降解及富集试验前需要首先取得的基本数据1有机化合物的水溶性与其吸附、迁移和富集等行为密切相关1正辛醇/水分配系数则能反映有机化合物从水相向有机体的迁移能力，是描述其在环境中行为的另一重要物理化学特性参数，它与化合物的水溶性、土壤吸附常数和生物浓缩因子密切相关1因而通过对PAHs在水中的溶解度和正辛醇/水分配系数的测定，可为其环境行为的预测提供许多重要信息1本文以从农业上常用的有机肥（猪粪、绿肥）与有机固体废物（污泥）中提取的DOM和表面活性剂吐温（Tween280）为材料，以菲（Phe）为PAHs的代表，通过对DOM 与菲的表观溶解度和正辛醇/水分配系数的关系研究，为合理预测PAHs在水体和土壤中的环境行为和更科学地评估PAHs的环境风险提供理论和实验的科学依据1 1材料与方法（Materials and methods）111供试材料试剂：Tween280 （化学纯），Phe（分析纯，购自Fluka公司，纯度>97% ），石英砂（分析纯），正辛醇（色谱纯），叠氮化钠（分析纯）1供试物料：猪粪取自南京农业大学养殖场、绿肥为幼嫩蚕豆地上部分、污泥采自无锡芦村污水处理厂，为二级处理的脱水干化污泥1 112试验方法有机物料中水溶性有机物（DOM）的提取：绿肥、猪粪和污泥分别采用1∶40、1∶10和1∶6的固液比稀释（物料干重（g）与超纯水体积（mL）之比），在25℃、200 rmin - 1的水平恒温振荡机上振荡16 h；然后于4℃、12000 rmin - 1离心20min，上清液过0145μm的滤膜，滤液中的有机物即为DOM1DOM浓度采用TOC仪（TOC25000A，岛津）测定的水溶性有机碳（DOC）表示（占新华等，2001）1不同浓度的Tween280和DOM溶液对菲表观溶解度的影响试验：在100 mL超纯水（内含011 g菲、20 g经铬酸洗液洗净的石英砂和200 mgL - 1的叠氮化钠）体系中分别加入Tween280和DOM，使其浓度分别为0、50、100、150、200、250 mg？L - 1，然后测定菲在水中的表观溶解度1菲在水中的表观溶解度的测定：称取20 g经铬酸洗液洗净的石英砂和010040 g左右的菲，置于250 mL的三角瓶中，加入100 mL超纯水（内含200 mg？L - 1的叠氮化钠以抑制微生物的生长，防止菲的生物降解损失），在25℃、200 rmin - 1条件下，恒温振荡1设置3次重复1振荡0、2、4、8、22和36 h时分别抽取水样，过0145μm的滤膜后，测定水样中菲的浓度，即可得到菲的溶解曲线1菲在正辛醇相-水相中分配平衡时间的确定：在18支10 mL具塞的玻璃离心管中分别移入015 mL

含1 200 mg？L - 1菲且被超纯水所饱和的正辛醇溶液，然后加入被正辛醇饱和的超纯水至刻度，盖紧塞子，在25℃、200 r？min - 1条件下，恒温振荡1振荡0、015、1、2、4、6 h分别取3支于4℃、12000 rmin - 1离心10 min1接着用乳胶滴管吸去被水饱和的正辛醇相，测定被正辛醇饱和的水相中菲的含量，可得到菲在正辛醇饱和的水相中的分配平衡曲线1依据分配平衡曲线可获得菲在水饱和的正辛醇相和正辛醇饱和的水相中浓度达到平衡的

时间1水饱和的正辛醇相中菲浓度采用差值法计算1

菲的正辛醇/水分配系数的计算：菲的正辛醇/水分配系数是在平衡状态下菲在水饱和的正辛醇相与正辛醇饱和的水相中浓度之比，即K ow = C /C w（1）式中，K ow为分配系数，

常以log K ow来表示；C为达到平衡时菲在水饱和的正辛醇相中的浓度（μgmL - 1）；C w 为达到平衡时菲在正辛醇饱和的水相中的浓度（μg？mL - 1）1 Tween280和DOM对菲的正辛醇/水分配系数的影响试验：在正辛醇饱和的水相中加入Tween280和DOM，使其浓度为100 mg？L - 1 1达到平衡后测定菲在正辛醇饱和且含DOM或Tween280的水相中的浓度，计算分配系数1 113测试方法采用Waters60022487高效液相色谱仪和紫外检测器254 nm检测分析1分析柱为Waters Nova2Pak2 C 18液相色谱柱（319 mm （内径）×150 mm），流动相为甲醇∶水（80∶20），流速1 mLmin - 1，柱温30℃，进样量20μL1 114数据统计分析对DOM浓度与菲表观溶解度之间的关系进行回归分析1不同DOM体系中菲的表观溶解度之间的差异进行成对数据t 2检验1同一DOM浓度不同DOM间表观溶解度及不同体系中菲的正辛醇/水分配系数间的差异分别进行单因素方差分析（南京农业大学，1999）1 2结果（Results）211 DOM和Tween280对菲在水中溶解性质的影响21111DOM和Tween280对菲在水中溶解过程的影响Tween280是一种表面活性剂，而DOM则是具有表面活性性质的物质（占新华等，2004），它们进入水体必然会对疏水性有机物质的溶解过程产生影响，其对疏水性有机污染物Phe溶解性质的影响如所示1由图可知，在振荡4h后，纯水中的菲即达到溶解平衡，随后由于石英砂和容器器壁对超纯水中菲的吸附，导致菲在水中的浓度有所下降（a） 1 Tween280和DOM的加入使得菲在水中的溶解过程发生了明显的变化1含Tween280的体系，菲在水中的溶解平衡时间仍是4h1而猪粪和污泥DOM体系却使菲在水中的溶解平衡时间滞后了4h （即平衡时间为8h）1绿肥DOM体系则在振荡8h 后，也基本达到平衡1这表明DOM的存在延缓了菲的溶解平衡过程，其原因可能是由于DOM与菲的相互作用所致1不同DOM体系和Tween280对平衡时间的影响不同，则是因为其物质成分不一样1同一DOM不同浓度对菲溶解性质的影响也有所差异1在0～250 mg？L - 1的浓度范围内，随着浓度的升高，DOM对菲溶解过程的影响也越来越明显1不同浓度的Tween280对菲溶解过程的影响趋势与DOM一致1加入DOM和Tween280的体系中菲的溶解曲线与纯水中的菲溶解曲线一样，溶液中的菲在达到最大浓度（表观溶解度）后有所回落1本试验结果说明，菲的溶解平衡与体系的物质成分关系密切，其达到表观溶解度所需的时间也因具体情况而异，振荡时间过短或过长都会导致表观溶解度结果偏低1菲的溶解平衡时间需要通过预备实验予以确定1假设菲在水中的溶解过程满足如下方程：R = K < Phe > n（2）式中，R为反应的速率，mmolL - 1h - 1；为水相中菲的浓度，mmolL - 1；K为反应速率常数；n为反应级数1采用中的数据则可以估算出n 1纯水中菲溶解反应的n 值为019973，近似为11因此，菲在超纯水中的溶解过程可以近似为一级反应动力学过程1而加不同浓度DOM和Tween280的菲的溶解反应的n值为- 58713～018959，明显与纯水体系不同。反应级数n值的差异说明DOM和Tween280的存在改变了菲在水中的溶解反应机制1 21112DOM和Tween280对菲的表观溶解度的影响不同浓度DOM和Tween280条件下菲的表观溶解度1在本试验条件下，菲在超纯水中的表观溶解度为927μg？L - 1，在文献报道的菲溶解度0171～2167 mg？L - 1范围之内（Mackay et al 1，1992）1由可知，随着体系中DOM和Tween280浓度的增大，菲在溶液中的表观溶解度也不断增加1当体系中所加DOM浓度为150 mg？L - 1时，含猪粪DOM、污泥DOM、绿肥DOM和Tween280