人工湿地作为一种低投资、低能耗、低处理成本和具有较好氮磷去除功能的废水生态处理技术已逐渐被世界各国所接受.它的原理主要是利用湿地中基质、水生植物和微生物之间的相互作用，通过一系列物理的、化学的以及生物的途径净化污水.近年来，国内外学者对人工湿地在污水处理方面的工程应用和净化机理等作了大量的研究; 在湿地系统的构造、配水及组合类型方面也做了深入的探索.由于其具有良好的污染物去除效果和广泛的适用性，已经引起世界各国研究者的重视.

　　微生物作为人工湿地除污的主体和核心，在物质的矿化、硝化、反硝化等过程中起到关键作用.低温微生物是极端微生物之一，它们有着独特的生理功能适应环境，所以研究这类微生物不仅具有重要的理论意义，还在实际推广应用中产生了日益明显的经济效益和环境效益.关于低温菌，目前国内科学家的研究主要是集中在低温菌的分离、筛选和鉴定，对其在水处理方面的应用也局限于实验室温控条件下对模拟废水的处理研究，针对低温微生物在人工湿地中的污水处理方面研究极少.本实验研究了低温菌Pseudomonas flava WD-3在不同接种量和水力停留时间时对冬季人工湿地的污水净化效果，并采用Monod 模型对处理效果进行模拟，对扩展微生物技术在环境保护领域的应用以及强化处理低温废水提供新的方法.

　　2 材料与方法

　　2.1 菌种来源

　　菌株Pseudomonas flava WD-3 是冬季从南四湖人工湿地的底泥中培养、分离、筛选出来，经鉴定为黄假单胞菌(Pseudomonas flava)，命名为Pseudomonas flava WD-3，基因登陆号为JX114950.

　　2.2 复合垂直流人工湿地

　　实验人工湿地采用复合垂直流结构设计，底部相通，污水由下行池表面均匀投配，垂直下行，经连通层到达上行池，再垂直上行，通过收集管排出.其中下行流池长150 cm，宽100 cm，深65 cm，上行流池长120 cm，宽100 cm，深55 cm，卵石层深20 cm; 投配负荷：2～20 cm · d-1;有机负荷：15～20 kg · hm-1 · h-1. 湿地基质选用了不同粒径的砾石和砂土特别组配而成，湿地结构如图 1所示，其中图中箭头表示污水流动方向.

　　图 1 复合垂直流人工湿地系统结构示意图

　　系统所选植物为美人蕉(Canna generalis)和菖蒲(Acorus calamus)，在2012年4月份种植于人工湿地反应器中，种植密度为8株 · m-2，湿地植物生长状况良好，已完全遮盖基质表面，根系发达，至实验时为止，该系统已稳定运行半年时间.系统进水参数见表 1.

　　表 1 人工湿地系统进水参数

　　2.3 接种量对Pseudomonas flava WD-3在人工湿地中的废水处理效果的影响

　　人工湿地系统稳定运行半年后，于2012年12月初(水温的变化范围为4～8 ℃.)开始投入低温菌Pseudomonas flava WD-3，接种量V(菌液)/V(污水)为1.5%～10%，菌悬液的浓度为4.575×108个 · mL-1，水力停留时间为10 d，以未接菌的人工湿地为对照组.连续3个月内追踪测定COD、NH3-N和TP的变化情况.

　　2.4 水力停留时间对Pseudomonas flava WD-3在人工湿地中的废水处理效果的影响

　　通过2.3节中的实验，选择最佳的投菌量作为试验投菌量，设置不同的水力停留时间(1~10 d)，以未接菌的人工湿地为对照组.连续3个月内追踪测定COD、NH3-N和TP的变化情况.

　　2.5 Monod 动力学模型

　　采用简化的Monod 动力学模型对Pseudomonas flava WD-3在复合垂直流人工湿地中对污染物的去除研究进行模拟，模型假设目标污染物的降解服从 Monod 动力学，复合垂直流湿地系统为连续搅拌反应器(CSTR)，该湿地系统的 Monod 动力学方程表达为：

　　式中，K为最大面积去除率常数(g · m-2 · d-1)，q 为水力负荷率(m · d-1)，Cin为入流污染物浓度(mg · L-1)，Cout为出水浓度(mg · L-1)，Chalf为限制因素半饱和常数(mg · L-1)

　　2.6 水质指标的测定

　　氨氮的测定采用纳氏试剂分光光度法，亚硝酸盐氮的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，硝酸盐氮的测定采用酚二磺酸分光光度法，总磷的测定采用钼酸铵分光光度法，CODCr的测定采用重铬酸钾氧化法，各指标测定的具体操作步骤详见《水和废水监测分析方法，第4版》.采用SPSS19和Origin8.6对测定结果进行统计分析及绘图.

　　3 结果与分析

　　3.1 不同接种量情况下的污水处理效果

　　连续3个月内，水温为4～8 ℃时，不同接种量对复合垂直流湿地中污水的COD、NH3-N和TP去除效果如图 2所示.

　　图 2 不同投菌量时进出水中NH3-N，COD和TP 浓度变化情况

　　结果表明，Pseudomonas flava WD-3在冬季人工湿地中表现出很好的污水处理效果，随着投菌量(1.5%～10.0%)的增加，湿地系统污水中的COD、NH3-N和TP的去除效率也随之增大.当投菌量由1.5%增至6.0%时，湿地系统各项污水指标的去除效果增幅明显，但是从6.0%至10.0%时，虽然各项污水指标去除效果最好，但处理效果增幅并不明显，而且菌投入过大，从运行成本方面考虑宜选用6.0%为最佳菌液投加量.当实验菌液投加量为6.0%，Pseudomonas flava WD-3对污水COD、NH3-N和TP的去除率分别介于：85.82%~87.00%、73.91%~84.18%和82.04%~85.38%，且平均去除效率分别为未投加该菌的1.49、1.46、1.76倍.该湿地系统不论是对有机物还是对氮磷方面的污染物的去除效率都有较大幅度提高，说明复合流垂直流湿地系统综合了垂直流与表面流的双重优点(梁康等，2014);另外对投菌量与各项污水指标的净化效果进行统计分析表明，Pseudomonas flava WD-3的投加量与污水COD、NH3-N和TP的去除率均达到显著正相关，相关系数分别为0.9613* *，0.9581* *，0.9751* *，* *p<0.01.

　　3.2 不同水力停留时间下的污水处理效果

　　连续3个月内，水温为4～8 ℃时，不同水力停留时间对复合垂直流湿地中污水的COD、NH3-N和TP去除效果如图 3所示.

　　图 3 不同水力停留时间时进出水中NH3-N，COD和TP 浓度变化情况

　　由图 3可知，当实验投菌量为最佳投加量6%时，随着水力停留时间的延长(1~10 d)，Pseudomonas flava WD-3对湿地系统污水中的COD、NH3-N和TP的去除效率也随之增大.当水力停留时间由1 d延长至7 d时，湿地系统各项污水指标的去除效果增幅明显;但当水力停留时间延长至10 d时，污水净化效果虽然最好，但各项污水指标的处理效率增幅并不明显，而且水力停留时间过长，从运行成本方面考虑宜选用7 d为最佳水力停留时间.当水力停留时间为7 d时，Pseudomonas flava WD-3对污水COD、NH3-N和TP的去除率分别介于：79.67%~81.96%、78.51%~83.46%和74.71%~81.49%.对水力停留时间与各项污水指标的净化效果进行统计分析表明，不同的水力停留时间与污水COD、NH3-N和TP的去除率均达到显著正相关，相关系数分别为0.9725* *，0.9812* *，0.9697* *，* *p<0.01.

　　3.3 模型模拟及验证

　　采用上述简化的 Monod动力学模型对Pseudomonas flava WD-3在冬季人工湿地中污水处理进行模拟，模型中的参数Chalf对于COD为 20 mg · L-1(Vaccari et al.， 2006)，对于NH3-N为 1.0 mg · L-1(Henze et al. 1987)，对于TP为 0.2 mg · L-1(Henze et al. 1995).引入3个参数估计模型的优劣.

　　判定系数：

　　相对均方根误差：

　　模型效率：

　　式中，Xi，Yi 分别为不同投菌量时不同时间点进出水中污染物的浓度;

　　，

　　分别为不同投菌量时进出水中各污染物的均值;

　　为预测值.

　　图 4~7表示简化的Monod模型中f(Cin，Cout，q)与Cout的关系.回归拟合线的斜率即为污染物最大去除率(K，g · m-2 · d-1)，统计参数R2，RRMSE和ME用来表示各污染物检测值与模型预测值之间的偏差，虚线为95%置信带，包含了真实回归拟合线.由结果可知，复合垂直流湿地中Pseudomonas flava WD-3对污水中COD、NH3-N和TP去除的预测值与实验观测值吻合程度较好，表明简化的Monod模型预测较为准确.

　　图 4 1.5%投菌量时湿地进出口有机物、N和磷监测值的Monod & CSTR动力学模型回归分析

　　图 5 3.0%投菌量时湿地进出口有机物、N和磷监测值的Monod & CSTR动力学模型回归分析

　　图 6 6.0%投菌量时湿地进出口有机物、N和磷监测值的Monod & CSTR动力学模型回归分析

　　图 7 10.0%投菌量时湿地进出口有机物、N和磷监测值的Monod & CSTR动力学模型回归分析

　　3.4 投菌量与去除率的相关性

　　Pseudomonas flava WD-3的投加量与其对污水中COD、NH3-N和TP去除率的关系见图 8，随着投菌量的增加，其去除率相应增加，这与已有的研究结论相一致.投菌量与去除率之间的正相关关系与传统的Monod动力学假设也一致，即在较高的有机底物条件下，有机底物的降解速率与自身的浓度无关，呈零级反应关系，但与污泥浓度(微生物量)有关，并呈一级反应关系.

　　图 8 投菌量与污染物的去除率的关系

　　3.5 水力停留时间与去除率的相关性

　　将低温菌种Pseudomonas flava WD-3投加到人工湿地中后，在不同的时间点对污水中COD、NH3-N和TP浓度进行检测，即水力停留时间与污染物去除率的关系如图 9所示.由图可知，随着水力停留时间的延长，其去除率相应增加，正相关关系达到0.87以上.即在同等投菌量的情况下，该菌对废水处理的时间越长，处理效果越好.并且，水力停留时间小于7 d时，污染物的去除效率增加迅速，7 d之后，去除效率的增加相对缓慢，这和细菌在有限的生存环境内的生长曲线相对应，开始生长速度较快，随着营养物质的减少生长速度逐渐减慢.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　图 9 水力停留时间与污染物的去除率的关系

　　4 结论

　　1)冬季Pseudomonas flava WD-3在复合垂直流人工湿地中对废水具有较好的处理能力，简化的Monod模型对该低温菌在冬季人工湿地中污染物去除的预测较为准确.

　　2)在较高的有机负荷条件下，Pseudomonas flava WD-3的投加量与去除率呈正相关的一级反应关系，最佳实验投菌量为6%.

　　3)实验投菌量为最佳投加量6%时，最佳水力停留时间为7 d，且水力停留时间与去除率呈正相关的一级反应关系.

　　国内外有许多关于好氧法处理含聚污水的报道.例如，报道，从活性污泥和受到石油污染的土壤中分离出2株好氧菌，它们可以利用HPAM作为唯一的碳源;研究发现，好氧颗粒污泥对聚合物驱采出水具有良好的适应性，并能有效地促进HPAM的生物降解，但并没有达到理想的降解效果.因此，为了寻找一个有效降解含HPAM污水的方法，本文拟对厌氧生物法处理含HPAM污水进行研究.

　　作为一个特定的厌氧反应器，ABR由于具有设计简单、稳定性高、耗能低和处理效果好等特点而被广泛应用于试验中.例如，研究了ABR处理高盐度低营养的重油采出水的效果，探讨了ABR处理大豆蛋白加工废水的性能.除此之外，ABR还被用于处理含四价铬的酸性废水、含聚乙烯醇废水、酸性矿排、威士忌酒厂废水等.但关于用ABR处理高浓度含HPAM污水的报道却很少见.

　　课题组前期对HPAM的性质及好氧生物法降解HPAM开展了大量的研究，结果表明，好氧生物法能够有效地降解HPAM.基于此，本文进一步研究了厌氧生物法处理高浓度含HPAM污水的效果，并对HPAM降解菌的降解条件进行优化.同时，利用ABR对含HPAM污水的处理进行扩大化实验研究，以得到更好的降解效果，为处理含HPAM污水提供一个有效的方法.

　　2 材料与方法

　　2.1 菌种、接种污泥来源和实验材料

　　选取实验室低温保藏的2株HPAM降解菌PAM-F1和PM-2进行实验.接种污泥取自青岛市某废水处理厂生物处理二沉淀池.污泥呈棕褐色，粒径为1~2 mm，总悬浮物(MLSS)为21.8 g · L-1，挥发性悬浮物(MLVSS)为12.35 g · L-1，污泥沉降指数为31.19.

　　实验用模拟污水：HPAM(相对分子量2.2×107，水解度23%，固含量90%)500 mg · L-1，用葡萄糖调节CODCr值至1500~1700 mg · L-1.添加氮源(NH4Cl)、磷源(磷酸二氢钾)，使CODCr ∶ N ∶ P=300 ∶ 5 ∶ 1，用NaHCO3调节进水pH为7.0~7.5.除此之外，配水中还添加了镁离子、铁离子、锰离子等微生物生长所需的微量元素.

　　2.2 培养基

　　富集培养基(g · L-1)：蛋白胨5，牛肉膏10，NaCl 5，去离子水1000 mL.降解培养基(g · L-1)：HPAM 0.5，NH4Cl 1.0，MgSO4 · 7H2O 2.0，NaSO4 2.0，CaCl2 0.05，NaH2PO4 3.0，K2HPO4 3.0，pH值调节至7.0~7.5，去离子水1000 mL.所有的培养基均在121 ℃下灭菌20 min后使用.

　　2.3 菌种的驯化与鉴定

　　降解菌在250 mL的厌氧瓶中进行富集培养，35 ℃下富集培养2 d后，取5 mL的富集菌液接种到装有100 mL降解培养基的250 mL厌氧瓶中，35 ℃下培养7 d后，再取出5 mL的降解培养液接种到100 mL新鲜的降解培养基中培养7 d.30 d内不断重复这个驯化过程，得到驯化好的降解菌，待用.所有的厌氧瓶在加入培养基后，通氮气5 min，以去除溶解氧，保证厌氧的环境.

　　菌株PM-2已经被实验室其他研究人员鉴定为蜡样芽孢杆菌(Bacillus sp.).所以，为了更好地了解菌株PAM-F1的特性，通过生理生化特征和16S rDNA测序分析对其进行菌种鉴定.

　　2.4 实验用ABR

　　实验所用的ABR采用有机玻璃加工订做而成，规格尺寸为650 mm×150 mm×500 mm(长×宽×高)，有效容积约为35.5 L.反应器由5个隔室组成，前4个隔室为降解隔室，第5隔室为沉降室.前4个隔室中设有上流室和下流室，其宽度之比为4 ∶ 1，折流板底部转角为40°.4个隔室的顶部设有集气孔便于收集反应产生的气体，并在各个隔室底部两端设计倒角，既便于水流通往上流室中部，又避免“死区”出现.在隔室侧面设有取污泥口和取水口，便于定期监测反应器内污泥及污水变化情况.第5个隔室设有回流孔，用于污水的回流，有利于提高反应器的工作效率.由蠕动泵在ABR的进、出水端均匀进水和出水.ABR实验装置示意图如图 1所示.

　　图 1 厌氧折流板反应器示意图

　　2.5 分析方法

　　2.5.1 HPAM降解率和CODCr去除率的测定

　　HPAM的浓度采用淀粉-碘化铬法测定，CODCr采用重铬酸钾法测定，其中，HPAM生物降解率η1和CODCr去除率η2的计算公式为：

　　式中，C0和C1分别表示降解前、后的HPAM浓度(mg · L-1); Ca和Cb分别表示降解前、后的CODCr值(mg · L-1).

　　2.5.2 傅里叶-红外光谱(FT-IR)分析

　　HPAM干粉和降解产物分析采用红外光谱法，取适量样品，KBr压片，用德国布鲁克Tensor27傅里叶-红外光谱仪分析.

　　2.5.3 扫描电镜(SEM)分析

　　从ABR反应器中取出反应后的颗粒污泥，进行扫描电镜分析.对反应前后的颗粒污泥进行前处理，方法见文献.用S3400型扫描电镜观察污泥的形态结构变化.

　　3 结果与讨论

　　3.1 PAM-F1的菌种鉴定结果

　　PAM-F1菌株为短杆菌，有鞭毛，在富集培养基表面菌体呈现橘红色菌落，菌落湿润、中间凸起、形状规则.在革兰氏染色试验、明胶试验和葡萄糖试验中呈阳性，V-P试验和甲基红试验呈阴性.经测序后获得1486 bp的PAM-F1的16S rDNA序列，将PAM-F1的基因序列上传至GenBank(http://www.ncbi.nlm.nih.gov)，获得GenBank登录号为KC476501.1.并与已有的序列进行Blast基因比对，结果见表 1.综合生理生化特征和16S rDNA序列分析结果，确定PAM-F1为红球菌(Rhodococcus sp.).

　　表1 PAM-F1基因比对结果

　　3.2 厌氧瓶实验中菌株降解条件的优化

　　3.2.1 最佳降解时间的确定

　　将两株单独菌和混合菌的培养液分别按10%的接入量接入到100 mL的降解培养基中，在35 ℃的生化培养箱中培养，间隔一定时间测定HPAM的浓度.从图 2中可以看出，在反应前3 d，HPAM的降解效果不是很明显.但从第4 d开始，随着降解时间的延长，HPAM的降解率迅速增加，到达第9 d以后，降解率趋于平缓.这是由于开始阶段厌氧菌生长缓慢，对HPAM的降解效果不明显.随着时间的延长，菌种逐渐适应环境，开始快速生长，降解率也开始增高.但随着对底物的消耗，厌氧菌的生长受到抑制，降解率增长缓慢，最后趋于平缓，从而得到9 d为最佳降解时间.

　　图 2 降解时间对聚丙烯酰胺降解率的影响

　　3.2.2 最佳温度的确定

　　温度是影响微生物生命活动的重要因素，影响着酶的活性和酶促反应速率，而适宜的培养温度可使微生物以最快的速率生长繁殖.将驯化好的培养液按10%的量分别接入到100 mL的降解培养基中，分别在10、15、20、25、30、35、40、45 ℃的条件下培养，7 d后测定降解效果.由图 3可知，10~40 ℃时，HPAM的降解率不断增加，当温度超过40 ℃时，降解率明显降低.且在35~40 ℃之间，降解效果明显，40 ℃时，HPAM降解率最高，可达37.26%.因此，35~40 ℃为最适宜降解温度范围.

　　图 3 温度对HPAM降解率的影响

　　3.2.3 最佳初始pH的确定

　　厌氧微生物的生命活动、代谢过程与环境的pH值密切相关.pH通过影响细菌细胞膜的通透性、膜结构的稳定性和物质的溶解性或电离性来影响营养物质的吸收，从而影响细菌的生长速率.每种微生物都有最适宜生长的pH范围，大多数微生物最适宜的pH范围为6.5~7.5.将驯化好的培养液按10%的量接入到100 mL降解培养基中，分别将pH值设定为3.0、4.0、5.0、6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0、10.0、11.0，在35 ℃的恒温培养箱中培养7 d后测定HPAM的浓度.由图 4可知，pH在6.0~9.0之间时，HPAM能够有效地降解，而最佳降解pH大约在7.0~7.8之间.当pH低于7.0或者高于7.8时，HPAM的降解率大幅度降低.当pH为7.5时，降解率达到最大值37.69%.

　　图 4 初始pH值对HPAM降解率的影响

　　3.2.4 最佳活化次数的确定

　　将不同活化次数的培养液按10%的量接入到100 mL降解培养基中，在35 ℃的恒温培养箱中培养7 d后测定HPAM的浓度.如图 5所示，活化3次的培养基中，HPAM的降解效果最好，降解率可达35.7%.因此，确定最佳活化次数为3次.

　　图 5 活化次数对HPAM降解率的影响

　　3.2.5 最佳条件下不同菌株HPAM降解率的测定

　　将活化3次的培养液按10%的量接入到100 mL的pH=7.5的降解培养基中，40 ℃下培养9 d后测定HPAM的浓度.如图 6所示，在最佳条件下，对于500 mg · L-1的HPAM溶液，PAM-F1和PM-2对HPAM的降解率分别为36.14%和37.75%，而混合菌的降解效果更好，降解率可达40.69%.这可能是两株菌协同作用的结果.厌氧瓶实验表明，厌氧法能够有效降解HPAM污水.

　　图 6 最优条件下不同菌株的降解效果

　　3.2.6 生物降解前后HPAM的结构分析

　　分别对厌氧瓶实验中生物降解前后的HPAM进行傅里叶-红外光谱扫描，结果如图 7所示.HPAM作为一种伯酰胺，在3330 cm-1和3190 cm-1处的吸收峰分别对应于—NH2键的反对称峰和对称伸缩振动峰，而1660 cm-1处的吸收峰对应于—CONH2中C O键的对称伸缩振动峰.对比图 7可以看出，厌氧生物降解后，2903 cm-1左右的亚甲基反对称吸收峰消失，1679 cm-1处酰胺I(C O)伸缩振动峰的吸收强度变弱，说明微生物在生长过程中利用了HPAM上的部分碳作为其生长所需的碳源.而降解产物的谱图中，3479 cm-1和3413 cm-1处游离—NH2特征吸收峰强度增强，3280 cm-1处缔结—NH2特征吸收峰强度减弱，说明厌氧生物降解了HPAM上的部分胺基.而且1166 cm-1和1114 cm-1处的吸收峰强度明显减弱，这与C—N伸缩振动有关，说明厌氧生物降解后酰胺基的含量明显减少，从而进一步证明：微生物能够降解并利用HPAM上的部分胺基和碳作为其生长所需的氮源与碳源.也由此推断出，HPAM的降解是发生在水解酸化阶段.而通常参与水解酸化的细菌比较容易培养，其增值速率也快，这也与文中最佳降解时间仅为9 d的结果相吻合.

　　图 7 生物降解前后聚丙烯酰胺的傅里叶-红外光谱图

　　3.3 ABR处理含HPAM污水试验

　　3.3.1 ABR处理含HPAM污水的效果分析

　　为了对厌氧瓶生物降解实验进行扩大化研究，并加速反应器的启动，将最优条件下培养的混合菌接种到装有1/2体积污泥的ABR中，进行ABR厌氧生物降解实验.整个ABR实验在室温条件下进行，试验确立了ABR的水力停留时间为24 h，出水回流比为10 ∶ 1，用葡萄糖与HPAM作为共基质来调节CODCr，从而达到所需的容积负荷.

　　ABR的启动分为两个阶段：第一阶段，所配污水的CODCr控制在500 mg · L-1，容积负荷为0.50 kg · m-3 · d-1(以CODCr计)，第一阶段运行25 d后，CODCr和HPAM的去除效果较为理想;随即进入启动的第二阶段，增加CODCr到1700 mg · L-1，容积负荷增加到1.3 kg · m-3 · d-1.

　　反应器经过启动阶段55 d的运行，CODCr的去除率在75%以上，HPAM的去除率也在60%以上，这表明ABR反应器达到了稳定状态.此时，通入模拟污水20 d，每隔1 d测定CODCr和HPAM的浓度.图 8和图 9分别体现了CODCr和HPAM的变化.由图 8可以看出，尽管进水的CODCr不断变化，但CODCr的去除率都能达到85%以上.尤其当进水CODCr为1693 mg · L-1时，出水CODCr能够降到170 mg · L-1，此时，CODCr的去除率最高，达到89.96%.而在图 9中，第14 d时HPAM降解率最高，为75.48%，明显高于研究的61.2%的HPAM降解率，这说明ABR能有效地处理高浓度含HPAM污水.

　　图 8 CODCr的浓度和降解率随时间的变化

　　图 9 ABR中HPAM降解率随时间的变化

　　3.3.2 ABR反应前后污泥外观形态的SEM分析

　　ABR启动完成后，取出适量的污泥进行观察，发现有黑色厌氧颗粒污泥形成.用蒸馏水冲洗掉絮状污泥，挑取出厌氧颗粒污泥于培养皿中，分别对接种颗粒污泥和成熟颗粒污泥的外观形态进行SEM分析.从图 10a中可以看出，接种污泥的结构不紧密，呈零碎状态，很容易被进入反应器的污水冲走或者被水流剪切成碎片，成为新生厌氧颗粒污泥的内核，有利于重新组装成比较大的颗粒污泥.而与接种污泥相比，成熟后的厌氧污泥(图 10b)结构紧密，表面呈多孔结构.紧凑的结构增加了微生物与HPAM的接触面积，有利于提高HPAM的降解率，为增加生物量提供了可能.而多孔的结构能为微生物提供有机质，并且也是微生物的产气通道.除此之外，成熟颗粒污泥表面有大量的微生物存在，其中以短杆菌和球菌为主，这也验证了成熟污泥有利于微生物的大量生长和繁殖.分析结果表明，ABR内形成了成熟的颗粒污泥，它们能有效地降解HPAM，并为菌株的生长繁殖提供有利的条件.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　图 10 颗粒污泥的扫描电镜图片(a.接种污泥;b.成熟污泥)

　　4 结论

　　1)运用厌氧瓶对含500 mg · L-1 HPAM的污水进行厌氧水解酸化生物处理，结果发现，当降解时间为9 d，连续活化次数为3次，温度为35~40 ℃，初始pH值为7.5时，混合菌的降解效果最好，降解率可达40.69%，说明厌氧水解酸化能够降解HPAM.生物降解前后HPAM的傅里叶-红外光谱图对比显示，细菌能够降解并利用HPAM的部分胺基和碳作为生长所需的氮源和碳源，并且推断HPAM的降解过程发生在水解酸化阶段.通过生理生化特征和16S rDNA分析，确定PAM-F1为红球菌.

　　2)经过ABR处理的含500 mg · L-1 HPAM的污水，CODCr去除率和HPAM降解率最高分别可达89.96%和75.48%.颗粒污泥的扫描电镜观察显示，ABR内形成了成熟的颗粒污泥，它们能够有效地促进HPAM的生物降解，并为微生物的生长繁殖提供有利的条件.ABR实验进一步证明了厌氧水解酸化过程可以有效地处理含高浓度HPAM污水.

　　工业化发展程度的不断提高使得油品的使用量越来越大，产生的含油废水也越来越多.大量的含油废水被直接排放到环境中，不仅会浪费有限的水资源，还会造成严重的水污染问题，因此对含油废水的处理势在必行.含油废水中的漂浮油和溶解油一般可以通过隔油、气浮等工艺除去，但是以乳化态存在的乳化油，油滴粒径分布从数微米至数毫米，体系比较稳定，很难将其去除.传统工艺已经不能满足本行业快速发展的需求.而膜生物反应器具有固液分离效率高、占地少、运行费用低、管理方便、出水水质好等优点，在污水处理领域已经得到了广泛的应用，但膜污染问题始终制约着膜生物反应器的进一步推广，尤其是对有机废水的处理.由日本住友电工生产的聚四氟乙烯(PTFE)中空纤维膜.膜表面经过特殊的化学键技术亲水改性，具有高通量、抗污染等优点，本研究就是利用这种膜与好氧生物反应器构成的浸没式膜生物反应器来处理含油废水，通过考察含油废水中COD、石油类污染物、氨氮、挥发酚、浊度等污染物质的去除效率来评估膜生物反应器处理含油废水的可行性，同时分析膜的抗油污性能.考虑到含油废水的可生化性差，来水水质不稳定的特点，本研究采用厌氧消化过程作为好氧生物反应的预处理.

　　2 材料与方法

　　2.1 实验用水

　　含油废水中主要含有大量的油类、挥发酚、氨氮、悬浮物等污染物质.本实验是在分析某油田含油废水的基础上，采用实验室人工模拟的乳化含油废水.实验室中模拟含油废水的合成步骤为：首先量取一定量的柴油倒入盛有自来水的三角瓶(500 mL)中，加入十二烷基硫酸钠作为乳化剂，在六联电动搅拌器上以3000 r · min-1的转速持续搅拌36 h;接着再称取适量的葡萄糖、NH4Cl，KH2PO4，CaCl2，MgSO4 · 7H2O，(NH4)2Fe(SO4)2，MnSO4 · H2O等营养物质和无机盐，保持碳氮磷之比约为100 ∶ 5 ∶ 1，将之溶解，配制成溶液.然后添加一定量的硅藻土和苯酚分别构成模拟废水的浊度和挥发酚，再将这些溶液倒入配水桶(200 L)中，在潜水搅拌泵的作用下使之充分混合.最后用NaOH和HCl溶液调节混合液的pH至7.0左右.模拟废水水质如表 1所示.

　　表1 乳化含油废水的水质情况

　　2.2 实验用品

　　本研究使用的中空纤维膜丝是由日本住友电气工业株式会社生产并提供，膜丝的材质为聚四氟乙烯，内外径分别为1.3 mm和2.3 mm，膜的公称孔径为0.1~0.2 μm，开孔率在75%~85%.实验用的膜组件是在实验室自行加工而成，有效过滤面积为0.2 m2，外压式过滤.

　　实验中所使用的药品均是分析纯级的，其中葡萄糖(C6H12O6 · H2O)、氢氧化钠(NaOH)购自北京化工厂;苯酚(C6H6O)、氯化铵(NH4Cl)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、硫酸镁(MgSO4 · 7H20)、十二烷基苯磺酸钠(C18H29NaO3S)、柠檬酸(C6H8O7 · H2O)均购自国药集团化学试剂公司;硫酸锰(MnSO4 · H20)、次氯酸钠(NaClO)购自西陇化工股份有限公司. 另外，硅藻土、柴油(0#)、硫酸亚铁铵((NH4)2Fe(SO4)2 · 6H2O)、 无水氯化钙(CaCl2)分别购自北京创清源、中国石化、天津化工、浙江城南等.

　　2.3 装置图及操作过程

　　本研究采用的UASB-SMBR工艺如图 1所示.全过程分为配制废水、厌氧消化、好氧生物降解、膜过滤和渗透出水5个阶段.乳化含油废水在配水桶中搅拌均匀之后由蠕动泵送入厌氧消化阶段，厌氧消化采用升流式厌氧污泥床(UASB)，在水解和酸化菌作用下水中的固体、大分子和不易生物降解的有机物被降解为易于生物处理的小分子有机物，提高废水的可生化性.UASB的上清液流入好氧生物反应器中，好氧阶段(赵颖等，2008)进行微孔曝气，同时控制温度、溶解氧、氧化还原电位等参数;大部分的污染物被微生物降解利用.膜生物反应器采用浸没式，膜组件下方曝气造成水流的紊动，不断切向冲刷膜表面，从而使污染物质不易在膜表面沉积，保持较高的通量.最后在隔膜计量泵的负压抽吸作用下，渗透液透过膜流入清水池.实验运行条件如表 2所示.

　　图 1 UASB-SMBR工艺实验装置图(1. 潜水搅拌器; 2. 进料箱; 3. 进料泵; 4. UASB反应器; 5. 温度控制仪; 6. 电加热带; 7. 缓冲罐; 8. 膜生物反应器; 9. 空气压缩机; 10. 气体流量计; 11. 微孔曝气管; 12. 膜组件; 13. 电热棒; 14. 液位计; 15. 液体流量计; 16. 压力传感器; 17. 负压抽吸泵; 18. 清水池; 19. 电控柜)

表2 实验运行条件

　　2.4 分析方法

　　COD、氨氮、挥发酚、污泥浓度的测定均是按照国家环保总局《水和废水监测分析方法》(第4版)进行;采用哈希BOD快速测试仪(HACH，America，TrakTMII)测定BOD5;采用哈希2100P型浊度仪(HACH，America，2100P)测定浊度;采用紫外分光光度法(紫外可见分光光度计(Unic，America，UV—2102 PES))测定水中石油类污染物浓度;pH、溶解氧、氧化还原电位等数据使用在线监测仪(METTLER TOLEDO，Switzerl and ，M300)获得;进、出水pH采用便携式pH计(METTLER TOLEDO，Switzerl and ，DELTA320)测得.

　　3 结果与讨论

　　3.1 UASB的作用效果

　　从图 2中可以看出，进水的可生化性较低，BOD5/COD值只有0.09~0.24，平均值为0.14，但是，经过水解酸化作用后，含油废水的可生化性B/C提升到0.21~0.51，平均值达到0.35，提升幅度在35.42%～641.16%.通过UASB的水解酸化，难生物降解的大分子结构被破坏，微生物体内的一些不溶或难溶的大分子物质转化为可以被微生物直接摄取溶解性的小分子有机物质，含油废水的可生化性得到了很大程度的提高，为后续的好氧生物降解提供了有利环境.

　　图 2 UASB对含油废水可生化性的改善效果

　　3.2 各种污染物质去除效果 3.2.1 COD的去除效果

　　COD的变化及去除效果如图 3所示.在为期69 d的试验里，进水COD最低浓度为341.28 mg · L-1，最高为914.82 mg · L-1，平均值为596.34 mg · L-1，而出水COD为8.17~37.62 mg · L-1，平均值为21.73 mg · L-1;COD的平均去除率高达96.19%.从图中可以看出，虽然进水COD总体呈逐渐上升趋势，期间也出现了较大的波动，但出水中COD始终维持在一个较低的水平，这说明UASB-SMBR工艺不仅能够有效去除含油废水中的COD，而且能够抵抗较强的有机冲击负荷.UASB中悬浮载体上附着的厌氧微生物将水中的大分子和不易生物降解的有机物转化为易于被微生物降解的小分子有机物，提高废水的可生化性，同时一部分COD被去除.MBR中微滤膜的截留作用保证了较高的污泥浓度，而且延长了有机物大分子与微生物的接触时间，增加了微生物与有机物接触反应的机会，提高了有机物的去除效率.

　　图 3 COD的去除情况

　　3.2.2 石油类污染物的去除效果

　　如图 4所示，UASB-SMBR工艺对含油废水中石油类污染物的去除效果非常明显.进水含油量由83.89 mg · L-1上升到333.84 mg · L-1，平均值为201.94 mg · L-1;出水含油量在0.16～6.82 mg · L-1之间波动，平均值为2.76 mg · L-1，污染物的平均去除率达到98.76%.图中显示，随着进水中石油类污染物浓度的提高，污染物的去除率出现略微的下降，出水中石油类污染物的浓度也有所上升，但是仍然满足石油炼制工业水污染排放标准(GB3551-83)和国家污水综合排放标准(GB8978—1996).石油类污染物主要是一些大分子的有机物，呈非溶解态，很难被微生物所降解.在兼性厌氧微生物的作用下，这些有机物被转化为易于生物降解的溶解态小分子有机物，废水的可生化性得到了提高，为后续的好氧反应创造了条件.好氧及膜生物反应器阶段进一步降解这些溶解态的小分子有机物，提高石油类污染物的去除效率.

　　图 4 石油类污染物的去除情况

　　3.2.3 浊度的去除效果

　　图 5显示进水的浊度在持续增加，从69.2 NTU到410 NTU，平均值为164 NTU，而出水的浊度始终小于0.5 NTU，平均浊度只有0.32 NTU，浊度的平均去除率高达99.77%.其中UASB中的悬浮载体和MBR中的微滤膜是降低浊度的主要原因.他们将一些粒径较大的悬浮固体截留在反应器内，保证了出水水质优越性和稳定性.李继宏等(2013)在利用膜生物反应器处理聚驱采油废水时发现通过膜截留和生物降解的共同作用，粒径大于600 nm的悬浮颗粒的去除率达到98.8%.

　　图 5 浊度的变化及去除情况

　　3.2.4 氨氮和挥发酚的去除效果

　　从表 3中可以看出，UASB-SMBR工艺对氨氮以及挥发酚都有很好的去除效果.氨氮的去除率均在90%以上，平均去除率达98.18%.挥发酚的去除率均在99%以上，平均达99.84%.出水水质都能满足国家污水综合排放标准.膜的截留作用防止了菌种的流失，保证了反应器中有非常高的污泥浓度，同时延长了污泥的停留时间，微生物与污染物质的接触时间和反应机会增多，有利于提高污染物的去除效率在利用水解酸化-膜生物反应器工艺处理城市综合废水时也认为膜的截留有助于某些专性微生物的培养，进而提高污染物的去除效率.

表3 氨氮及挥发酚的去除情况

　　3.3 膜污染

　　3.3.1 膜污染速率分析

　　上图呈现了实验过程中跨膜压差和膜通量随运行时间的变化情况.运行过程中膜通量出现了微小的波动，但是总体保持在19.46 L · m-2 · h-1，所以可以认为膜通量保持不变，系统是在恒流模式下运行.实验过程分为3个阶段，每个阶段结束之后对微滤膜进行1次清洗.在第一阶段(1~29 d)，最初的几天里跨膜压差迅速上升，膜渗透率快速下降，之后跨膜压差的上升态势趋于平缓，但仍有较大的波动.这是由于微滤膜在接触到污水以后，水中的一些小分子物质会迅速吸附在膜孔内壁，造成膜孔变小，甚至堵塞膜孔.随着膜过滤的不断进行，一些大分子物质被膜截留，吸附、沉积在膜表面，形成沉积层，使得膜的过滤阻力增大，跨膜压差继续上升.第二个阶段(30~48 d)的膜通量基本维持在一个恒定的水平，波动较小，但是18 d的时间里跨膜压差迅速由

　　3.66 kPa上升到12.75 kPa，膜渗透率下降很快，而在第三个阶段(49~68 d)也观察到同样的变化趋势，其中部分时间段由于膜通量过高使得跨膜压差最高时接近20 kPa.比较这3个阶段不难发现，随着时间的推移，跨膜压差的上升速率逐渐加快，原因可能是随着运行时间的延长，更多的污染物质被吸附到膜孔或膜表面，形成凝胶层，造成了渗透阻力增加.

　　图 6 跨膜压差及膜通量变化情况

　　3.3.2 膜清洗

　　实验期间分别在第29、48、69 d的时候从生物反应器中把膜组件抽出来进行化学清洗.化学清洗步骤为：首先用自来水冲洗膜组件表面，然后浸泡在2%(质量比)NaOH和1000 mg · L-1 NaClO混合溶液中12 h，接着浸泡在1%(质量比)柠檬酸溶液中12 h，最后再用清水冲洗干净.实验结束时对不同状态下的膜外表面进行了扫描电镜分析.

　　图 7a是新膜的SEM图，膜过滤层呈网状结构，孔径大、孔隙率高;图 7b是被污染膜的SEM图，膜表面覆盖有粗糙而致密的凝胶层，上面还粘附着一些丝状和球状微生物;图 7c是清洗之后的膜，膜表面仍剩有一些污染物质.与新膜相比，膜孔径有所减小，孔隙率有所降低.实验结束时分别测定了新膜和经过最后一次清洗膜的清水比通量K0、Kt，测试结果图 8所示.

　　图 7 不同状态下膜外表面的SEM图

　　图 8 新膜与清洗后的膜透水率比较

　　从图 8可以看出，新膜的清水比通量K0为3.79 L ·(m2 · kPa · h)-1，清洗后的膜清水比通量Kt为3.61 L ·(m2 · kPa · h)-1，膜透水率恢复到了95.11%，仍然保持非常低的过滤阻力.这说明聚四氟乙烯中空纤维微滤膜在处理乳化含油废水方面有独特的优越性.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　4 结论

　　1)采用UASB-SMBR工艺处理含油废水的效果非常明显，COD、石油类污染物、氨氮、挥发酚以及浊度的平均去除率均在96%以上，出水能够满足行业和国家综合废水排放标准;聚四氟乙烯膜的高效截留保证了较高的污泥浓度和较长的污泥停留时间，增加了接触反应的机会，污染物的去除率增大，出水水质更优.

　　2)实验过程中始终保持有很高的膜通量，虽然出现了轻微的膜污染，但是在化学清洗之后透水率基本完全恢复，说明膜的抗污染性能非常好.这与膜表面的亲水性密切相关，经过化学键技术亲水改性之后的聚四氟乙烯微滤膜具有高通量、抗污染的特点，对含有废水的处理有独特的优势.

　　3)该工艺对处理可生化性低、有机冲击负荷大的废水有很好的效果，而且固液分离效率高、占地少、自动化控制，运行管理非常方便;聚四氟乙烯膜与UASB-SMBR工艺组合用于处理含油废水有着非常重要的推广意义.

　　漆酶是一种含有铜离子的多酚氧化酶，它能催化多酚、木质素、氨基苯酚、多胺、芳基二胺等多种芳香族、非芳香族化合物发生氧化反应.它催化的特点就是使氧分子还原成为水，同时底物所形成的自由基可以自身结合或者相互偶联，形成聚合物或偶联物，而不产生其他物质(刘涛等，2005)，因此漆酶的优点在于其催化染料脱色时不产生新的有害产物，是一种环保用酶.能够产生漆酶的物种有很多，包括动物、植物、细菌、真菌等，其中利用白腐真菌生产漆酶被认为最具前景，Ganoderma lucidum分泌的漆酶具有耐热性好、最适pH偏酸、脱色效率高等特点.

　　纺织印染废水中成分复杂，含有多种染料、纺织助剂、盐类、表面活性剂、纺织品降解物等，而目前漆酶脱色研究主要集中于对单种染料的降解.酸性黑ATT(图 1)属于一种复合的偶氮染料，由酸性黑10B和酸性橙Ⅱ按照70 ∶ 30比例调合而成，常用于毛、丝、棉纶及其混纺织物的染色，是一种代表性的复合染料.本研究利用Ganoderma lucidum wz-32所产漆酶催化酸性黑ATT脱色的条件，同时考虑到漆酶的催化作用会受到金属离子、酶抑制剂和催化助剂的影响，研究了一些金属离子和化学试剂对脱色的影响，以期为漆酶在复合染料废水脱色处理领域的深入研究及工业化应用提供基础.

　　图 1 酸性黑ATT染料组成及分子结构

　　2 材料与方法

　　2.1 染料

　　酸性黑ATT(Acid Black ATT)，购自温州市化工市场.

　　2.2 化学试剂

　　ABTS(2，2-联氮-二(3-乙基-苯并噻唑-6-磺酸)二铵盐)、HBT(1-羟基-苯并-三氮唑)，购自Sigma公司;磷酸氢二钠、柠檬酸、硫酸铜、氯化钴、硫酸钠、硫酸亚铁、氯化锰、碘化钾、EDTA-钠(乙二胺四乙酸二钠)、SDS(十二烷基硫酸钠)等试剂均为市售分析纯.

　　2.3 漆酶的制备

　　将白腐菌Ganoderma lucidum wz-32(温州大学发酵工程实验室保存)接种于150 mL种子培养基(葡萄糖2%，玉米粉2%，豆粕2%，硫酸镁0.075%，磷酸氢二钾0.15%，水)在28 ℃、165 r · min-1摇床培养7d.将种子液按10%的接种量接种于发酵罐中，28 ℃液体发酵培养5d(培养基:可溶性淀粉2%，花生壳3%，豆粕1.5%，硫酸镁0.075%，磷酸氢二钾0.15%，硫酸铜0.01%，水).发酵结束后5000 r · min-1离心条件下取上清液即为粗酶液，置于4 ℃冰箱保存备用.

　　2.4 酶活性的测定

　　反应总体系3 mL，含0.1 mL经稀释的酶液，1.9 mL pH 3.0的缓冲液(柠檬酸-磷酸氢二钠)和1.0 mL 0.5 mmol · L-1 ABTS溶液.50 ℃水浴保温3 min，420 nm处测定吸光值.每min氧化1 μmol底物(ABTS，吸光系数为36000 L ·(mol · cm)-1)所需要的酶量为1个酶活单位(U).

　　2.5 染料最大吸收光谱的测定

　　用蒸馏水把酸性黑ATT配成0.1 g · L-1的母液，测定时将溶液稀释到线性范围内，以蒸馏水为参比，进行光谱扫描得到酸性黑ATT的最大吸收波长为636.00nm.

　　2.6 染料的脱色试验和脱色率的计算

　　在20mL的反应体系中，用柠檬酸-磷酸氢二钠缓冲液调整脱色体系的pH，控制变量法依次改变脱色pH、时间、温度、酶活、染料浓度进行试验.分别测定脱色前后的吸光值(A)，脱色率的计算公式(Khlifi et al., 2010):

　　式中，A0、A分别表示初始时刻和t时刻染料在最大吸收波长下的吸光值.实验重复3 次，取平均值.

　　2.7 正交优化试验

　　为确定漆酶催化酸性黑ATT脱色的最佳条件，对加酶量、pH、温度、染料浓度进行正交优化试验，选用L9(34)正交表安排试验，各因素的试验水平根据单因素的试验结果确定，具体见表 1.

　　表1 正交试验设计因素水平

　　3 结果与讨论

　　3.1 时间对脱色效果的影响

　　在pH 5.0、加酶量6 U · mL-1、温度为60 ℃、染料浓度0.1 g · L-1时，分别在保温5、10、20、30、40、50、60、70、80 min时取样，测定脱色率.结果(图 2)表明随着时间的延长，染料溶液的脱色率变化先快后慢，在反应的前20 min，其脱色率变化是最快的，20 min后其脱色率变化越来越小，60 min以后脱色率变化不大.随着时间的延长，酶与染料中的成分已经充分接触并使之脱色，60 min后体系中的染料浓度较低，不利于与酶活性中心结合，所以确定脱色时间为60 min进行后续试验.

　　图 2 漆酶催化酸性黑ATT脱色随时间的变化

　　3.2 pH对脱色效果的影响

　　在加酶量6 U · mL-1、温度60 ℃、染料浓度0.1 g · L-1条件下，分别调节缓冲液pH为3、4、5、6、7、8，保温60 min.研究pH对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响，结果(图 3)表明，当pH为3~8时，随着pH的增大，脱色率呈先上升后下降的趋势，pH为5时脱色效果最好.pH是影响酶活的主要因素之一，对酶活的影响关系到酶作用于染液的效果，而漆酶的酶活在偏酸的环境中较高，在酸性条件下有利于漆酶催化酸性黑ATT脱色.G.lucidum所产漆酶适应的pH范围较宽，在pH 4.0~7.5酶活稳定，pH 4.0对偶氮染料Remazol Black-5和蒽醌染料Remazol Brilliant Blue R的脱色效果最好.

　　图 3 pH对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　3.3 温度对脱色效果的影响

　　在pH 5.0、加酶量6 U · mL-1、染料浓度0.1 g · L-1条件下，分别设定温度为40、50、60、70 ℃，保温60 min.研究温度对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响，结果(图 4)表明，在40~60 ℃范围内，脱色率变化不大，脱色率最高可达81%.G. lucidum所产漆酶为耐热性酶，在60 ℃时的半衰期为2 h，4 h后残存酶活为25%，但70 ℃时酶活快速下降，本研究结果与之相一致，当温度为70 ℃时，脱色率明显减小，因为温度过高会导致酶蛋白变性，使酶的活性大幅下降，导致脱色率降低.

　　图 4 温度对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　3.4 酶量对脱色效果的影响

　　在pH 5.0、温度60 ℃、染料浓度0.1 g · L-1条件下，分别加入3~30 U · mL-1酶量，保温60 min，研究加酶量对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响.结果如图 5所示，在小于6 U · mL-1的酶活范围内，随着加酶量的增加，脱色率与加酶量成正相关，随着酶的增多，反应活性中心增多，有利于与底物的结合从而提高脱色的效率，加酶量在6 U · mL-1时脱色率为84.62%，但继续增加酶量并不能进一步显著提高脱色率，这一结果与Murugesan等的结果相一致.

　　图 5 加酶量对酸性黑ATT脱色的影响

　　在pH 5.0、加酶量6 U · mL-1、温度60 ℃条件下，分别添加浓度为0.05、0.10、0.15 g · L-1、0.20、0.25、0.30 g · L-1的酸性黑ATT染料，保温60 min，比较一定量的酶液脱色的染料浓度限度.如图 6所示，在染料浓度为0.05～0.30 g · L-1时，脱色效果呈下降趋势，但脱色率相差不大，都在80%以上，表明G. lucidum wz-32所产漆酶能耐受较高浓度的酸性黑ATT染料.提高染料浓度在前期脱色率较低，但随着反应时间的延长，脱色率会逐渐上升，偶氮染料Remazol Black-5和蒽醌染料Remazol Brilliant Blue R在0.3 g · L-1浓度下对漆酶没有抑制作用.酸性黑ATT中含有磺酸基(—SO3)，磺酸基对染料的生物降解有一定的抑制作用.

　　图 6 染料浓度对酸性黑ATT脱色的影响

　　3.6 正交试验优化

　　对加酶量、pH、温度、染料浓度4个因子进行正交试验优化，结果(表 2)表明，对脱色率影响大小依次为C>B>D>A，即温度>pH值>染料浓度>加酶量，最优组合为A3B2C2D1，所对应的最佳条件为：加酶量9 U · mL-1、反应pH 5.0、温度为50 ℃、染料浓度为0.1 g · L-1.在此条件下进行验证性试验得到的脱色率为87.35%.

　　表2 酸性黑ATT脱色的正交实验结果

　　3.7 金属离子对脱色效果的影响

　　纺织废水中往往含有Cu2+、Co2+、Zn2+、Na+等金属离子，为探究各离子对脱色效果的影响，在正交试验所得的最优条件下分别添加氯化钴、硫酸钠、硫酸亚铁、硫酸镁、氯化锰、硫酸铜、氯化钙、氯化钾、碘化钾，浓度分别为0、0.5、1、5、10 mmol · L-1.结果表明，对脱色作用具有促进作用的离子有：Na+、Mg2+、Cu2+，但在试验范围内促进作用不显著;具有抑制作用的离子有Co2+、Fe2+、Mn2+、Ca2+、I-(图 7)，10 mmol · L-1的浓度可使脱色率降低50%以上;其中Mn2+的抑制作用尤为显著，0.5 mmol · L-1的浓度就使脱色率减小50%以上.通过KCl和KI的比较试验，可以看出，I-浓度为10 mmol · L-1时脱色率只有17.01%，具有很强的抑制作用，因为I-可以抑制酶活，从而降低脱色率.

　　图 7 不同离子对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　铜离子在浓度小于1 mmol · L-1时，对脱色略有促进作用，而随着铜离子浓度的上升，脱色率明显下降.Cu2+是漆酶的组成部分，也是其活性中心，适量的Cu2+对漆酶的活性有促进作用.但是高浓度铜离子却会起反作用，因为高浓度离子对染料本身的色泽起了加深作用.

　　3.8 酶抑制剂对脱色效果的影响

　　EDTA-钠是一种络合剂能够与金属阳离子形成高度稳定的水溶性络合物，EDTA-钠能够与漆酶的铜离子结合，从而改变漆酶的活性结合位点;SDS是一种离子型去污剂，可使蛋白质变性.在正交试验所得的最优条件下，分别加入0、0.1、0.5、1、10 mmol · L-1的EDTA-钠、SDS，探究酶抑制剂对脱色率的影响.结果(图 8)表明，EDTA-钠对脱色的抑制作用不显著，加入量达10 mmol · L-1时才显现一定的抑制效果.SDS对脱色的抑制作用很强，浓度为10 mmol · L-1时脱色率降低了68%.

　　图 8 酶抑制剂对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　3.9 助剂对脱色效果的影响

　　分别在脱色体系中加入0、0.1、0.5、1.0 μmol · L-1 浓度的ABTS，0、0.5、1、5、10 mmol · L-1浓度的HBT，探究脱色助剂对脱色率的影响.结果(图 9、10)表明，在试验范围内ABTS对脱色影响不显著;但HBT效果显著，室温下加入1 mmol · L-1 HBT反应10 min，其脱色率可达到对照组(50 ℃)反应60 min时的脱色率(87.35%)，显著提高了漆酶的脱色效率.HBT是良好的氧化还原介质，在漆酶催化染料脱色、纸浆漂白及其它污染物降解过程中起着重要作用的研究表明HBT是Pleurotus sajor-caju和G. lucidum所产漆酶脱色的最佳助剂.漆酶-HBT介质系统对降 解Acid Red 1、Reactive Black 5、reactive red 239、reactive yellow 15、reactive blue 114等染料非常有效. HBT浓度为1.0 mmol · L-1时效果最佳(脱色率可达90.81%)，浓度大于1.0 mmol · L-1以后促进作用反而降低(图 10)，因为HBT超过一定浓度时，其形成的自由基对漆酶的酶活有抑制作用.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　图 9 ABTS对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　图 10 HBT对漆酶催化酸性黑ATT脱色的影响

　　4 结论

　　1)温度、pH、加酶量、染料浓度这4个因素对漆酶催化复合染料酸性黑ATT脱色的效果有显著影响.通过正交试验确定最优脱色条件为酶活9 U · mL-1、pH 5.0、温度为50 ℃、染料浓度为0.1 g · L-1，在此条件下的脱色率为87.35%.

　　2)实验证明G. lucidum wz-32粗酶液可以对偶氮染料进行直接脱色，无需加入介质，可能是未纯化的粗酶液中有充当介质的未知小分子物质.

　　3)金属离子Co2+、Fe2+、Mn2+、Ca2+、I-对G.lucidum wz-32漆酶脱色有抑制作用，Mn2+和I-尤其明显;Na+、Mg2+、Cu2+对脱色有一定的促进作用.酶抑制剂和脱色助剂的实验表明，EDTA-钠对脱色的抑制作用不显著，而SDS的抑制作用非常显著;HBT对脱色的促进作用显著，是非常有效的脱色助剂.

　　通过了解废水来源，对污水成分、水质特点作理论综合分析，在此基础上，结合以往治理同类型废水所取得的经验，并考虑排水标准、资金投入等技术经济指标，确定采用“生物接触氧化法”处理工艺。具体工艺流程图如下图所示：

　　我国目前共有60 多万个行政村、250 多万个自然村，居住生活着2 亿多农户、近8 亿人口 。随着国家对“三农”问题重视程度的不断提高，提出了建设生态文明的新型农村的要求，并明确了“生产发展、生活宽裕、乡风文明、村容整洁、管理民主”的建设目标。

　　目前全国农村有6 亿多人实现了饮水安全和基本安全，但农村排水状况却不容乐观，96% 的村庄没有排水渠道和污水处理系统，因此，加强农村生活污水收集、处理与资源化设施建设是建设社会主义新农村对水利工作提出的新任务。

　　1　现状农村生活污水及存在的问题

　　1. 1　现状农村生活污水水质及排放特点

　　农村生活污水包括洗涤、沐浴、厨房炊事、粪便及其冲洗等排水 。由于农村经济发展的不平衡，各地农村生活污水的量和质也相差较大，经济发达地区的农村居民生活污水量远高于欠发达地区，污水中氮和磷也高于欠发达地区，而有机污染物较欠发达地区的要低。总的说来，我国农村生活污水具有面广分散、来源多、增长快、污水成分复杂、水质及水量变化大的特征。

　　1. 2　农村污水处理现状及问题

　　我国农村生活污水的排放途径主要是直接洒向地面、就近排入河道或通过下水道排入河中等。农村污水排放中存在的问题主要表现在: 一是不少农户在新建房屋和旧房卫生设施改造中，虽然建有三格式化粪池，但却没有排放设施，而是依靠土壤渗透，这种方法虽简便，却严重污染了周围的地下水; 二是即使有排水系统，绝大多数也是合流制排水，且一般采用明沟排水，由于没有科学、合理地进行规划，加之农药的大量使用、畜禽粪便随雨水流入沟渠，一到晴天气味难闻，严重污染着农村生活环境; 三是农村往往有灌渠贯穿其中，随着各家各户普遍使用冲水厕所，各种污废水未经处理大量排入灌渠，对农业灌溉用水污染颇大。

　　我国农村生活污水处理尚处于起步阶段，污水处理设施不配套或不完善，其建设与运行管理相对滞后。究其原因，一方面缺乏稳定可靠的资金来源，另一方面尚无生活污水排放相关控制标准可依 。

　　2　农村生活污水处理模式与处理技术分析

　　农村地区居住相对分散，自然条件和经济条件千差万别，采取统一的污水处理模式绝无可能，而应该因地制宜，根据村庄的具体实际来确定污水排放模式。

　　目前，一些国家在农村生活排水工程及污水处理等方面积累了丰富经验，并形成了比较成熟的技术体系和管理体系。如日本政府从1973 年开始进行“农村集落排水工程”建设，并已制定《农村集落排水工程设计指南》和《农村集落排水工程施工指南》等相关农村排水标准[8] ; 澳大利亚近年采用“污水灌溉-土地净化-地下暗管排水”的土地处理系统; 韩国多用小型、简易、廉价的“土地-植物”湿地污水处理系统。

　　结合国外生活污水处理的成功经验和我国农村生活污水的排放特点，总结近年来我国一些地方的工程实例，我国农村生活污水处理的模式可以按照分类处置的原则加以选择。

　　2. 1　接入城镇污水管网统一处理模式

　　靠近城区、镇区且满足城镇污水收集管网接入要求的村庄宜优先纳入城区、镇区污水收集系统，所有的生活污水集中收集后，送入到城镇污水处理厂集中处理(见图1) 。这种模式适用于距离中心城、卫星城、建制镇的城镇污水管网较近(5 km以内)，符合高程接入要求的村庄。由于城镇污水处理厂相对运行规范、管理完善，而且污水处理的运行较为经济，污水处理的效果也更有保障，有条件的村庄应优先考虑这种污水治理模式。

　　图1　接入城镇污水管网统一处理模式

　　2. 2　分散式农村生活污水处理模式

　　对于距离城镇污水管网比较远，或者接入城镇污水管网的投资较大的村庄，不可能把污水收集后输往就近的污水厂去处理，只能走小型化、就地化、分散式处理的道路。

　　2. 2. 1　农村生活污水沼气净化池处理模式

　　在我国农村生活污水处理的实践中，最通用、节俭、能够体现环境效益与社会效益结合的生活污水处理方式是沼气池。沼气净化池处理模式采用“多级发酵技术、多种好氧过滤和多层次的净化”逐段降解，根据水质确定工艺流程，使其达到排放标准。工艺流程主要结构有预处理系统、厌氧发酵系统、兼氧发酵系统和后处理好氧过滤系统。使经处理的出水水质能较稳定地达到粪便无害化和污水排放标准，用于农田灌溉或水产养殖。污水沼气净化池处理模式有分流和合流两种工艺流程。分流式适用于粪便污水和其它生活污水分流进入池内，如图2 所示。合流式适用于粪便污水和其他生活污水合流进入池内，如图3 所示。

　　该处理模式基本不耗能，可间歇性运行，无需专人管理，适用于排水管网不健全、经济欠发达的地区。

　　2. 2. 2　高效厌氧(ABR) -生态组合处理模式

　　高效厌氧(ABR) -生态组合处理模式将高效厌氧技术(ABR——厌氧折流板反应器) 与改良的人工湿地串连起来(也可以采用稳定塘、复合床等) ，ABR 作为强化预处理技术，投加悬浮有机填料和优势微生物，高效降解污水中有机污染物，厌氧单元在较大程度上发挥了将颗粒有机物转化为溶解性有机物的作用，为后续湿地处理提供了有利的条件。改良的人工湿地主体为多孔的无机填料、砂石和微生物组成填料床,并在床体表面种植具有处理性能好、耐水性好、适应能力强、根系发达且美观的植物，并以升流式和降流式进行组合，通过生物处理和人工生态系统中植物-微生物的协作作用，实现污水的净化处理。工艺流程见图4。

　　该处理模式将厌氧技术与生态技术有机结合，污水在处理的同时被作为一种资源加以利用，同时加入了景观设计的理念，系统运行无需其他动力，管理维护简单，因此，适用于具有自然坡度且有丰富土地资源的村庄，可建于地下。

　　图4　高效厌氧(ABR) -生态组合处理模式

　　2. 2. 3　厌氧-好氧组合一体化设备处理达标排放模式

　　厌氧-好氧组合一体化设备是在吸收了传统流化床、活性污泥法和生物接触氧化法优点的基础上开发的一种高效、稳定的生化处理装置，由厌氧悬浮床、移动循环床和好氧固定床组成。其核心技术是应用悬浮生物载体形成移动床和投加高效微生物优势菌，充分提高反应器中微生物浓度。该装置可在好氧、缺氧、厌氧环境下，实现悬浮载体与污水流化状态下充分接触，利用微生物的生物活性进行有机物的水解、生物降解、氮的硝化和磷的生物沉淀。沉淀出水能达标排放，无需采用砂滤或其他过滤材料。系统通过自动控制实现全程自动化运行和管理。工艺流程见图5。

　　图5　厌氧-好氧组合一体化设备处理达标排放模式

　　该处理模式将厌氧、缺氧、好氧技术有机结合为一体，实现A2/ O 工艺流程，污染物去除效率高，处理后水质好且稳定，但由于一体化设备购置成本较高，日常运行管理要消耗电能，因此适合于经济条件较好，周边既无一定规模空地，又对出水水质要求较高的农村地区，可建于地下。

　　3　农村生活污水处理的管理措施

　　3. 1　制定农村生活污水处理的建设规划

　　在推进新农村建设过程中，应充分利用国家新农村建设的良好政策环境，加强农村生活污水处理规划的制定，根据规划来系统地开展污水治理工作。基于农村生活污水污染产生的多方面原因，结合新农村建设中改厕、改厨和改圈的工作，配套建设污水处理设施。建立与各地农村经济水平、自然条件、环境目标相适应的生活污水处理工艺和行之有效的运行管理模式。

　　3. 2　制定农村生活污水处理工程技术规范

　　目前，我国尚无农村生活污水处理工程规划设计与施工技术的地方、行业和国家相关标准。农村生活污水处理工程规划设计与施工技术规范，应针对农村生活污水的水质、水量特点，结合农村目前的经济和社会发展水平，在现有分散和集中处理技术的基础上，获取经济有效的农村生活污水处理技术、设备和集成模式,提出农村排水工程规划设计与施工技术标准，分类指导工程设计和建设。技术规范应包括不同地区农村生活污水排水工程设计和施工技术规范以及农村生活污水排水工程管理、运行、维护规范等。

　　3. 3　建立有效的资金保障机制

　　农村生活污水处理具有较强的公益性，需要一定规模的资金投入。调查结果显示，目前村委会和村民对污水处理费虽有一定的承受能力，但都不愿意承担，多数区县运行费用来源不清。各地方政府应结合新农村建设的实践，采取国家扶持、地方补助、农民支持和企业参与等方式，广泛筹集资金，形成多元化投入、多渠道动员的参与机制; 也可以参照美国滚动基金[11] 的运营模式，保障农村污水治理设施建设和运行的资金需求;还可以推行农村污水治理的优惠政策，如利益优惠、税收优惠等，鼓励和引导各种社会力量和资金投入到农村污水治理，使农村生活污水处理工程能够顺利付诸实施和运转。

　　3. 4　建立完善的水务基础设施管理机制

　　在水务行政部门和乡镇机关等部门的指导和监督下，由村委会联合当地基层水务组织成立专门的水务基础设施管理协会，参与基础设施的建设运营工作。协会负责制定本村的水务基础设施保护办法，明确村民的权利和义务，并且设立专门账户，制定排水设施及处理设备的日常维护费用、管理收费等资金管理制度。

　　4　结束语

　　开展农村生活污水治理工作是改变农村生活污水无序排放现状、改善农民生活条件和建设社会主义新农村的需要。在实施农村生活污水处理工作中，应坚持因地制宜，分类处置的原则，依据村落的布局，科学选用污水处理工艺模式。有关政府部门应给予高度重视，加快建立健全相关标准及技术措施、政策措施，并加大投资力度，保证新农村污水治理工程的长期稳定可持续运行。

　　为贯彻《中华人民共和国环境保护法》和《中华人民共和国水污染防治法》，规范饮料制造废水治理工程的建设与运行管理，防治环境污染，保护环境和人体健康，制定本标准。本标准规定了饮料制造废水治理工程设计、施工、验收与维护的技术要求。本标准为指导性标准。本标准为首次发布。

饮料制造废水治理工程技术规范(HJ 2048-2015)

随着经济和人口的增长，对大自然的污染愈来愈受到人类的重视，在总结国内外生活污水处理装置的运行经验的基础上，设计出一种可地埋设置的成套有机废水处理装置，其设备采用九十年代后期国内外工艺和生产制造技术，生产出以玻璃钢、不锈钢为主要原料的污水处理设备。其目的主要是使生活污水和与之类似的工业有机废水经该设备处理后达到用户要求的排放标准。设备主要用于居住小区(含别墅小区)、高级宾馆、医院、综合办公楼和各类公共建筑的生活污水处理，经该设备处理的出水水质，达到国家排放标准。全套设备均可埋设于地下，故称“地埋式生活污水处理设备”。地埋式生活污水处理设备采用的生物处理工艺，能去除BOD5、COD、NH3-N，技术性能稳定可靠，处理效果好，投资省，占地少，维护方便。

地埋式生活污水设备的设计主要是针对生活污水和与之类似的工业有机污水的处理。其主要处理手段是采用较为成熟的生化处理技术——接触氧化法，水质参数按一般生活水水质，进水bod 200 mg/l，出水bod 20mg/l指标设计，总共有六部份组成：(1)初沉池;(2)接触氧化池;(3)二沉池;(4)消毒池、消毒装置;(5)污泥池;(6)风机房、风机。

一、地埋式污水处理设备优点：

　　1、埋设于地表以下，设备上面的地表可作为绿化或其他用地，不需要建房及采暖、保温。

　　2、二级生物接触氧化处理工艺均采用推流式生物接触氧化，其处理效果优于完全混合式或二级串联完全混合式生物接触氧化池。并比活性污泥池体积小，对水质的适应性强，耐冲击负荷性能好，出水水质稳定，不会产生污泥膨胀。池中采用新型弹性立体填料，比表面积大，微生物易挂膜，脱膜，在同样有机物负荷条件下，对有机物去除率高，能提高空气中的氧在水中溶解度。

　　3、生化池采用生物接触氧化法，其填料的体积负荷比较低，微生物处于自身氧化阶断，产泥量少，仅需三个月(90天)以上排一次泥(用粪车抽吸或脱水成泥饼外运)。

　　4、该地埋式生活污水处理设备的除臭方式除采用常规高空排气，另配有土壤脱臭措施。

　　5、整个设备处理系统配有全自动电气控制系统和设备故障报警系统，运行安全可靠，平时一般不需要专人管理，只需适时地对设备进行维护和保养。

二、地埋式污水处理设备缺点：

　　1.不利于维修.设备出现故障后，不方便检修与更换。这通常是业主烦恼的。

　　2.对环境适应性，冬天防冻、夏天防洪.北方需要埋入较深，并做保温处理。

地埋式污水处理设备设备适合条件：水量较小 、污染物浓度小、成分不复杂、场地有限、需考虑周围环境美化因素等。通常以上几种情况下建议采用地埋式污水处理设备系统进行处理。

三、 地埋式污水处理设备 应用范围

　　1、宾馆、饭店、疗养院、医院;

　　2、住宅小区、村庄、集镇;

　　3、车站、飞机场、海港码头、船舶;

　　4、工厂、矿山、部队、旅游点、风景区;

　　5、与生活污水类似的各种工业有机废水。

医院污水消毒是医院污水处理的重要工艺过程，其目的是杀灭污水中的各种致病菌。医院污水消毒常用的消毒工艺有氯消毒(如氯气、二氧化氯、次氯酸钠)、氧化剂消毒(如臭氧、过氧乙酸)、辐射消毒(如紫外线、γ射线)。表1对常用的氯消毒、臭氧消毒、二氧化氯消毒、次氯酸钠消毒和紫外线消毒法的优缺点进行了归纳和比较。

　　表1 常用消毒方法比较

　　由上表可见，本项目采用的采用二氧化氯(ClO2)消毒工艺具有强烈氧化作用，不产生有机氯化物(THMs);投放简单方便;不受pH 影响的优点。

　　ClO2 对大肠杆菌、细菌、芽孢、病毒及藻类均有很好的杀灭作用。此外，由于ClO2具有强氧化性，对废水中某些化学物质可以有效地氧化，如酚、氰、硫及产生臭味的物质硫醇、仲胺、叔胺等，可进一步改善水质和除臭除味。氰化物可被ClO2 氧化成氰酸盐或CO2 及氮气。

　　本项目污水处理站采用化学法制备二氧化氯。

　　以氯酸钠和盐酸等为原料，经反应器发生化学反应产生二氧化氯气体，再经水射器混合形成二氧化氯水溶液，然后投加到被消毒的污水中进入消毒接触池消毒。二氧化氯必须现场制备，ClO2是带有浅绿色的黄色有毒气体，有刺激性，对呼吸道有刺激作用。ClO2在水中的副产物为亚氯酸盐(ClO2-)和低浓度的氯酸盐(ClO3-)，亚氯酸盐易溶于水，在水溶液中稳定，且无异臭和异味，在酸性介质中又可转为ClO2。一般要求ClO2 投加量为每吨污水5～10g 间，接触时间1 小时以上。实际操作中医院应根据实际处理效果和污水性质进行适当调整。二氧化氯发生器工作原理如下：

　　NaClO3+2HC1=NaC1+C1O2+1/2C12+H2O

　　原料供应系统内的氯酸钠水溶液和盐酸在计量调节系统、电控系统的作用下

　　被定量输送到发应罐内，在一定温度下经过负压曝气发应反应生成二氧化氯和氯

　　气的气液混合物，经吸收系统吸收制成一定浓度的二氧化氯混合消毒液，投加到，待处理的废水中，完成二氧化氯和氯气的协同消毒、氧化等作用。具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　几种常见消毒药剂的经济效益比较详见下表。

　　表2 各种常用医院污水消毒剂经济效益比较表(元/m3)

　　从表2知，二氧化氯的综合运行费用主要含药费、人工、电耗和设备折旧费用，共为0.3元/m3。综合运行费用比次氯酸钠、臭氧低，比加氯略高。以上消毒技术均是处理医院消毒的常见工艺，本医院的废水的消毒处理推荐采用ClO2消毒的方式，该种方式占地面积较小，能够就地使用，灭菌效果好，性价比较高，目前集成性质的一体化设备多数采用ClO2消毒，也便于医院购买和安装。

第一条 为了规范污水处理费征收使用管理，保障城镇污水处理设施运行维护和建设，防治水污染，保护环境，根据《水污染防治法》、《城镇排水与污水处理条例》的规定，制定本办法。

第二条 城镇污水处理费的征收、使用和管理适用本办法。

第三条 污水处理费是按照“污染者付费”原则，由排水单位和个人缴纳并专项用于城镇污水处理设施建设、运行和污泥处理处置的资金。

第四条 污水处理费属于政府非税收入，全额上缴地方国库，纳入地方政府性基金预算管理，实行专款专用。

第五条 鼓励各地区采取政府与社会资本合作、政府购买服务等多种形式，共同参与城镇排水与污水处理设施投资、建设和运营，合理分担风险，实现权益融合，加强项目全生命周期管理，提高城镇排水与污水处理服务质量和运营效率。

第六条 污水处理费的征收、使用和管理应当接受财政、价格、审计部门和上级城镇排水与污水处理主管部门的监督检查。

第二章 征收缴库

第七条 凡设区的市、县（市）和建制镇已建成污水处理厂的，均应当征收污水处理费；在建污水处理厂、已批准污水处理厂建设项目可行性研究报告或项目建议书的，可以开征污水处理费，并应当在开征3年内建成污水处理厂投入运行。

第八条 向城镇排水与污水处理设施排放污水、废水的单位和个人（以下称缴纳义务人），应当缴纳污水处理费。

向城镇排水与污水处理设施排放污水、废水并已缴纳污水处理费的，不再缴纳排污费。

向城镇排水与污水处理设施排放的污水超过国家或者地方规定排放标准的，依法进行处罚。

第九条 单位或个人自建污水处理设施，污水处理后全部回用，或处理后水质符合国家规定的排向自然水体的水质标准，且未向城镇排水与污水处理设施排水的，不缴纳污水处理费；仍向城镇排水与污水处理设施排水的，应当足额缴纳污水处理费。

第十条 除本办法第十一条规定的情形外，污水处理费按缴纳义务人的用水量计征。用水量按下列方式核定：

（一）使用公共供水的单位和个人，其用水量以水表显示的量值为准。

（二）使用自备水源的单位和个人已安装计量设备的，其用水量以计量设备显示的量值为准；未安装计量设备或者计量设备不能正常使用的，其用水量按取水设施额定流量每日运转24小时计算。

第十一条 因大量蒸发、蒸腾造成排水量明显低于用水量，且排水口已安装自动在线监测设施等计量设备的，经县级以上地方城镇排水与污水处理主管部门（以下称城镇排水主管部门）认定并公示后，按缴纳义务人实际排水量计征污水处理费。对产品以水为主要原料的企业，仍按其用水量计征污水处理费。

建设施工临时排水、基坑疏干排水已安装排水计量设备的，按计量设备显示的量值计征污水处理费；未安装排水计量设备或者计量设备不能正常使用的，按施工规模定额征收污水处理费。

第十二条 污水处理费的征收标准，按照覆盖污水处理设施正常运营和污泥处理处置成本并合理盈利的原则制定，由县级以上地方价格、财政和排水主管部门提出意见，报同级人民政府批准后执行。

污水处理费的征收标准暂时未达到覆盖污水处理设施正常运营和污泥处理处置成本并合理盈利水平的，应当逐步调整到位。

第十三条 使用公共供水的单位和个人，其污水处理费由城镇排水主管部门委托公共供水企业在收取水费时一并代征，并在发票中单独列明污水处理费的缴款数额。

城镇排水主管部门应当与公共供水企业签订代征污水处理费合同，明确双方权利义务。

公共供水企业代征的污水处理费与其水费收入应当分账核算，并及时足额上缴代征的污水处理费，不得隐瞒、滞留、截留和挪用。

公共供水企业代征的污水处理费，由城镇排水主管部门征缴入库。

第十四条 使用自备水源的单位和个人，其污水处理费由城镇排水主管部门或其委托的单位征收。

各地区应当加强对自备水源的管理，加大对使用自备水源单位和个人污水处理费的征收力度。

第十五条 污水处理费一般应当按月征收，并全额上缴地方国库。

公共供水企业应当按规定时限如实向城镇排水主管部门申报售水量和代征的污水处理费数额。使用自备水源的单位和个人应当按规定时限如实向城镇排水主管部门或其委托的单位申报用水量（排水量）和应缴纳的污水处理费数额。

城镇排水主管部门或其委托的单位应当对申报情况进行审核，确定污水处理费征收数额。收取污水处理费时，使用省级财政部门统一印制的票据。具体缴库办法按照省级财政部门的规定执行。

第十六条 城镇排水主管部门应当核实公共供水企业全年实际售水量，在次年3月底前完成对公共供水企业全年应缴污水处理费的汇算清缴工作。

对因用水户欠缴水费、公共供水企业核销坏账损失的水量，经城镇排水主管部门审核确认后，不计入公共供水企业全年实际应代征污水处理费的水量。

第十七条 公共供水企业、城镇排水主管部门委托的单位代征污水处理费，由地方财政从污水处理费支出预算中支付代征手续费，具体办法由县级以上地方财政部门规定。

第十八条 城镇排水主管部门及其委托的单位、公共供水企业要严格按照规定的范围、标准和时限要求征收或者代征污水处理费，确保将污水处理费征缴到位。

第十九条 任何单位和个人均不得违反本办法规定，自行改变污水处理费的征收对象、范围和标准。

严禁对企业违规减免或者缓征污水处理费。已经出台污水处理费减免或者缓征政策的，应当予以废止。

第二十条 城镇排水主管部门应当将污水处理费的征收依据、征收主体、征收标准、征收程序、法律责任等进行公示。

第三章 使用管理

第二十一条 污水处理费专项用于城镇污水处理设施的建设、运行和污泥处理处置，以及污水处理费的代征手续费支出，不得挪作他用。

第二十二条 征收的污水处理费不能保障城镇排水与污水处理设施正常运营的，地方财政应当给予补贴。

第二十三条 缴入国库的污水处理费与地方财政补贴资金统筹使用，通过政府购买服务方式，向提供城镇排水与污水处理服务的单位支付服务费。

服务费应当覆盖合理服务成本并使服务单位合理收益。

服务费按照合同约定的污水处理量、污泥处理处置量、排水管网维护、再生水量等服务质量和数量予以确定。

第二十四条 城镇排水主管部门与财政部门、价格主管部门协商一致后，与城镇排水与污水处理服务单位签订政府购买服务合同。

政府购买服务合同应当包括城镇排水与污水处理服务范围和期限、服务数量和质量、服务费支付标准及调整机制、绩效考核、风险分担、信息披露、政府接管、权利义务和违约责任等内容。

第二十五条 城镇排水主管部门应当根据城镇排水与污水处理服务单位履行政府购买服务合同的情况，以及城镇污水处理设施出水水质和水量的监督检查结果，按期核定服务费。

财政部门应当及时、足额拨付服务费。

第二十六条 城镇排水与污水处理服务单位应当定期公布污水处理量、主要污染物削减量、污水处理设施出水水质状况等信息。

第二十七条 城镇排水与污水处理服务单位违反规定擅自停运城镇污水处理设施，以及城镇污水处理设施的出水质未达到国家或者地方规定的水污染物排放标准的，应当按照合同约定相应扣减服务费，并依法对其进行处罚。

第二十八条 城镇排水主管部门、财政部门可以委托第三方评估机构，对城镇排水与污水处理服务绩效进行评估，绩效评估结果应当与服务费支付相挂钩并向社会公开。

第二十九条 各地区可以通过合理确定投资收益水平，吸引社会资本参与投资、建设和运营城镇排水与污水处理项目，提高污水处理服务质量和运营效率。

各地区应当按照《政府采购法》及有关规定，通过公开招标、竞争性谈判等竞争性方式选择符合要求的城镇排水与污水处理服务单位，并采取特许经营、委托运营等多种服务方式。

第三十条 县级以上地方财政部门对城镇排水与污水处理服务费支出（包括污水处理费安排的支出和财政补贴资金）实行预决算管理。

城镇排水主管部门应当根据城镇排水与污水处理设施的建设、运行和污泥处理处置情况，编制年度城镇排水与污水处理服务费支出预算，经同级财政部门审核后，纳入同级财政预算报经批准后执行。

城镇排水主管部门应当根据城镇排水与污水处理服务费支出预算执行情况编制年度决算，经同级财政部门审核后，纳入同级财政决算。

县级以上地方财政部门会同排水主管部门可以将城镇排水与污水处理服务费支出纳入中长期财政规划管理，加强预算控制，保障政府购买服务合同有效执行。

第三十一条 污水处理费的资金支付按照财政国库管理制度有关规定执行。

第三十二条 城镇排水主管部门和财政部门应当每年向社会公布污水处理费的征收、使用情况。

第四章 法律责任

第三十三条 单位和个人违反本办法规定，有下列情形之一的，依照《财政违法行为处罚处分条例》和《违反行政事业性收费和罚没收入收支两条线管理规定行政处分暂行规定》等国家有关规定追究法律责任；涉嫌犯罪的，依法移送司法机关处理：

（一）擅自减免污水处理费或者改变污水处理费征收范围、对象和标准的；

（二）隐瞒、坐支应当上缴的污水处理费的；

（三）滞留、截留、挪用应当上缴的污水处理费的；

（四）不按照规定的预算级次、预算科目将污水处理费缴入国库的；

（五）违反规定扩大污水处理费开支范围、提高开支标准的；

（六）其他违反国家财政收入管理规定的行为。

第三十四条 缴纳义务人不缴纳污水处理费的，按照《城镇排水与污水处理条例》第五十四条规定，由城镇排水主管部门责令限期缴纳，逾期拒不缴纳的，处应缴纳污水处理费数额1倍以上3倍以下罚款。

第三十五条 污水处理费征收、使用管理有关部门的工作人员违反本办法规定，在污水处理费征收和使用管理工作中徇私舞弊、玩忽职守、滥用职权的，依法给予处分；涉嫌犯罪的，依法移送司法机关。

第五章 附 则

第三十六条 各省、自治区、直辖市根据本办法制定具体实施办法，并报财政部、国家发展改革委、住房城乡建设部备案。

第三十七条 本办法由财政部会同国家发展改革委、住房城乡建设部负责解释。

第三十八条 本办法自2015年3月1日起施行。此前有关污水处理费征收使用管理规定与本办法不一致的，以本办法为准。

发酵酒精和白酒工业水污染物排放标准（GB 27631－2011）

概 述

CASS(Cyclic Activated Sludge System)是周期循环活性污泥法的简称，是在SBR的基础上发展起来的，即在SBR池内进水端增加了一个生物选择器，实现了连续进水(沉淀期、排水期仍连续进水)，间歇排水。设置生物选择器的主要目的是使系统选择出絮凝性细菌，其容积约占整个池子的10%。生物选择器的工艺过程遵循活性污泥的基质积累--再生理论，使活性污泥在选择器中经历一个高负荷的吸附阶段(基质积累)，随后在主反应区经历一个较低负荷的基质降解阶段，以完成整个基质降解的全过程和污泥再生。

基本原理

在预反应区内，微生物能通过酶的快速转移机理迅速吸附污水中大部分可溶性有机物，经历一个高负荷的基质快速积累过程，这对进水水质、水量、PH和有毒有害物质起到较好的缓冲作用，同时对丝状菌的生长起到抑制作用，可有效防止污泥膨胀；随后在主反应区经历一个较低负荷的基质降解过程。CASS工艺集反应、沉淀、排水、功能于一体，污染物的降解在时间上是一个推流过程，而微生物则处于好氧、缺氧、厌氧周期性变化之中，从而达到对污染物去除作用，同时还具有较好的脱氮、除磷功能。

CASS法工作原理如右图所示：在反应器的前部设置了生物选择区，后部设置了可升降的自动滗水装置。其工作过程可分为曝气、沉淀、滗水、闲置四个阶段，周期循环进行。污水连续进入预反应区，经过隔墙底部进入主反应区，在保证供氧的条件下，使有机物被池中的微生物降解。根据进水水质可对运行参数进行调整。

运行流程

1、曝气阶段

由曝气装置向反应池内充氧，此时有机污染物被微生物氧化分解，同时污水中的NH3-N通过微生物的硝化作用转化为NO3--N。

2、沉淀阶段

此时停止曝气，微生物利用水中剩余的DO进行氧化分解。反应池逐渐由好氧状态向缺氧状态转化，开始进行反硝化反应。活性污泥逐渐沉到池底，上层水变清。

3、滗水阶段

沉淀结束后，置于反应池末端的滗水器开始工作，自上而下逐渐排出上清液。此时反应池逐渐过渡到厌氧状态继续反硝化。

4、闲置阶段

闲置阶段即是滗水器上升到原始位置阶段。

工艺特点

1、连续进水、间断排水；

2、运行上的顺序性：CASS反应池通常按曝气、沉淀、排水和闲置四个阶段根据时间依次进行。

3、运行过程中的非稳态性：每个工作周期内排水开始时CASS池内液位最高，排水结束时，液位最低，液位的变化幅度取决于排水比，而排水比与处理废水的浓度、排放标准及生物降解的难易程度等有关。反应池内混合液体积和基质浓度均是变化的，基质降解是非稳态的。

4、溶解氧周期性变化，浓度梯度高。

近年来,我国污水处理系统的一个发展趋势是,从大规模集中式向中小规模分散式转变,以形成“以大型为主,中小型互补”的布局。建设大型污水处理厂一方面需要占用较多土地,另一方面又存在较大的资金压力。相比之下,小型污水处理系统可以就地制宜,同时可以充分利用大量闲散的小额社会资金,适于房产物业、小型工厂、风景区等情况。因此,充分发展小型污水处理系统符合我国的国情和“谁污染,谁治理”的环保特色。与大型污水处理厂相比,小型污水处理系统在经济与技术上都有不同的特点,因此对其设计进行一定的探索和总结十分必要。小型污水处理系统的设计应着眼于提高处理效率、降低能耗、减少产泥、方便管理、节省占地等几个方面的原则,并综合考虑之。

1关于设备

污水处理系统主要设备包括格栅、曝气机、潜式水泵等。为隔除粗大悬浮颗粒和垃圾,格栅必不可少。对于小型系统,设置1道细格栅即可,视情况采用310mm栅隙。同时,考虑到系统渣量一般较少,格栅可以采用简易形式,如直接在格栅井中设置固定栅条或可提升的滤筐,定期人工清渣。小型污水处理系统的机电设备如曝气机和提升水泵等,由于系统通常与生活区或办公区相距较近,因此须充分考虑机电的噪声和景观影响。基于考虑,污水(泥)提升泵尽可能采用潜水式。另外,小型污水系统的产泥量一般也较少,不必设置污泥压滤装置,可由环卫部门定期抽吸外运处置。在接触氧化法工艺中,填料的安装可以采用多个填料单元堆积,用以代替常见的预埋铁焊接或膨胀螺钉固定的安装方式;填料单元的安装和更换可以经由人孔中出入,较为方便,与构筑物不相影响。对于小型污水处理系统,尽量采用简便型式设备,可以方便施工与管理、节省投资与能耗和避免其它不利因素。

2 关于工艺

　　小型污水处理系统一般采用生物氧化工艺,包括接触氧化、生物流化床、延时曝气、SBR和膜生物反应器(MBR)。SBR法属于间歇式活性污泥法,反应与沉淀同池完成,处理效率较低,而且需要专用的滗水装置,运行和管理自动化要求较高。MBR法是活性污泥与膜的组合,具有较高的处理效率,而且不需要二沉池;但是投资较高和运行费用较高,膜组件污染重、能耗高,管理和维护相对繁杂。接触氧化和生物流化床在小型污水处理系统中较为多见,两者均属于生物膜法。生物膜法是在生化池中设置固定填料或流化填料,微生物附着其上形成的生物膜。

　　另外也可以采用污泥全回流的方式,使污泥中未完全转化的污染物充分氧化,进一步降低污泥产率。为了提高污水的可生化性,可以将生化池分成水解酸化池和好氧生化池运行。调节池出水进入水解酸化池,停留时间取16h大分子有机物水解为小分子有机物,可生化性得以提高。经水解酸化后的污水再进入好氧池曝气处理[6]。也有设计者尝试将二沉池污泥回流至水解酸化池而取消污泥池的工艺.

3一体化设备技术

自20世纪80年代初引进我国以来,随着污水处理要求的提高,工艺及流程不断得以改进,变得更加紧凑,提高了处理效率。一体化设备一般也采用接触氧化或生物流化床工艺,其主体由生物反应槽和沉淀槽(过滤槽)组成,槽体一般采用A3钢或FRP(玻璃钢)材质。一体化设备是系统的主体,但是流程前端仍须配置集水池和调节池。一体化设备具有处理效率高、能耗低、产泥量少、管理方便、占地节省、施工快捷等优点,在小型污水处理领域得以广泛的应用。目前,全国各地设有多家一体化设备生产厂,产品已形成系列化,设计处理量范围一般在0.550m3/h;设备也可以并联使用,以增加处理能力。但是,从建设投资的角度来看,更大的水量(1000m3/d)不宜采用一体化设备。

4结论与问题

　　与大型污水处理厂相比,小型污水处理系统没有专门技术人员管理,特别要求系统运行稳定,方便操作。应在充分考虑系统的环境影响(景观及噪声等)的基础上,再对建设和运行费用进行设计核定;而对于大型污水处理厂,后两者却通常是制约因素。

化粪池是处理粪便并加以过滤沉淀的设备。其原理是固化物在池底分解，上层的水化物体，进入管道流走，防止了管道堵塞，给固化物体(粪便等垃圾)有充足的时间水解。 化粪池指的是将生活污水分格沉淀，及对污泥进行厌氧消化的小型处理构筑物。

生活污水中悬浮性有机物的处理设施， 属于初级的过渡性生活处理构筑物。生活污水中含有大量粪便、纸屑、病原虫...悬浮物固体浓度为 100~350mg/L，有机物浓度CODCr 在100~400mg/L之间，其中悬浮性的有机物浓度BOD5为50~200mg/L。污水进入化粪池经过12~24h的沉淀，可去除50%~60%的悬浮物。沉淀下来的污泥经过3个月以上的厌氧发酵分解，使污泥中的有机物分解成稳定的无机物，易腐败的生污泥转化为稳定的熟污泥，改变了污泥的结构，降低了污泥的含水率。定期将污泥清掏外运，填埋或用作肥料。

第1池、第2池、第3池的容积比应为2:1：3，在不减少第1池规定容积的前提下可适当扩大第2池的容积，不用粪肥的户厕第3池又可适当减小其容积。当第2池容积不足0.5m3时，可按0.5m3设计施工。

三格化粪池的深度要求(关键)

① 由于第一池内厌氧发酵形成粪皮和粪渣的厚度不断增加，相应地使池的有效容积逐渐

　　②水位高的地方，深度过大挖土施工的难度也大，所以池的深度不宜过大;

　　③从安全角度考虑，粪池的深度不宜超过1.6米，粪液面深度不应大于1.3m。

　　④为满足无害化卫生处理效果，对第一、第二池的容积有一定要求，池的深度过浅，占地面积就大，造成土地利用上的困难。综合以上考虑认为第一、二池的粪液面深度应保特为不低于1.0m，池内净高为不低于1.2m，相差0.2m留作粪皮的浮升空间。)

化粪池的顶面及出口标高

　　1、化粪池的顶面标高：为了不使地面雨水淹没化粪池而导致雨水从盖扳漏入池内，整个化粪池顶面标高应高出室外地面标高50-100mm。

　　2 、化粪池出口标高：为保持粪池内粪液流动的静压，化粪池出水口管底标高应低于进口管底标高50-100mm，但又要高于所接污水管道顶面标高或浅土渗滤管管顶标高。

　　三格化粪池池形设计

　　确定池的深度以后，三格化粪池的池形便可根据建池周围的地形、建筑情况以及池的使用要求等条件决定。具体池形设计，只要符合设计原理，可以不拘一格，如长方形、椭圆形等。如土地允许，以长宽比为2:1的长方形较为理想(可延长粪便在池内的沉积时间，有利于无害化处理)。

　　新鲜粪便由进粪口进入第一池，池内粪便开始发酵分解、因比重不同粪液可自然分为三层，上层为糊状粪皮，下层为块状或颗状粪渣，中层为比较澄清的粪液。在上层粪皮和下层粪渣中含细菌和寄生虫卵最多，中层含虫卵最少，初步发酵的中层粪液经过粪管溢流至第二池，而将大部分未经充分发酵的粪皮和粪渣阻留在第一池内继续发酵。流入第二池的粪液进一步发酵分解，虫卵继续下沉，病原体逐渐死亡，粪液得到进一步无害化，产生的粪皮和粪厚度比第一池显著减少。流人第三池的粪液一般已经腐熟，其中病菌和寄生虫卵已基本杀灭。第三池功能主要起储存已基本无害化的粪液作用。的作用

　　化粪池需要定期打开盖子进行清理，一般不要建永久性建筑。化粪池上建筑物特别是不能压住盖子，可以搞一些绿化。

　　餐饮废水的定义有几种说法：其一指餐饮废水即餐饮业和单位食堂产生的残渣和废料，还有一种说法是指饭店、宾馆等饮食行业排放的含油潲水。潲水包括淘米水、米汤、剩饭菜、鱼刺、骨渣、瓜菜皮等。据统计，仅全国100多个大中型城市餐饮业，每天产生的废水量就接近300万吨，如不及时处理将造成很大的污染。

　　一、餐饮废水的特点

　　餐饮废水中主要成分是剩余食物和水，以淀粉类、食物纤维类、动物脂肪类等有机物为主要成分，具有营养成分高、含水率高、油脂和盐分含量高、易腐发酵发臭等特点。若将之与生活垃圾一道收集、运输和处置，将会严重影响市容环境和居民生活，也会影响生活垃圾的最终处置效果。此外，餐厨垃圾中含有大量的有机物，其营养既全面又丰富，只要通过合适的处理技术，就可以使餐饮废水得到充分的“资源化”利用。

　　二、餐饮废水的处理方法

　　处理餐饮废水的方法大致有两种：

　　①利用化学反应，通过添加化学物质将餐饮废水中的有机物质分解，然后掩埋处理。这种方法的优点是简单，高效，缺点是餐饮废水中大量有用物质被浪费掉了，而且很容易造成二次污染。

　　②把餐饮废

　　水通过一系列处理工序转变为可供农业生产使用的有机复合肥。这种方法符合无害化、减量化、资源化的方针，缺点是处理成本高，生产周期长，经济效益不明显。目前对于餐饮废水的处理多采用第二种方法。餐饮废水收集后首先要经过固液分离。对于液体部分先进行油水分离，分离后废油回收利用，水再进行后续处理。由于餐饮废水的有机成分含量高，固液分离后的固体部分采用堆肥处理，堆肥产品一般作为农业生产有机肥。

　　1.液态餐饮废水的油水分离

　　(1)物理分离方法

　　油水分离器：张霖霖等文章提到一种装置油水分离器用来进行含油废水的油水分离。其工作原理为废水由进水口入，经滤网除去固体残余物，水中油由下至上经破乳、吸附;部分油浮水面，再经滤油槽收集。清水则由底部出口处排放。粗粒化法：粗粒化法属于物理法，是根据粗粒化滤料具有亲油疏水的性质，当含油废水通过时，微小油珠便附聚在其表面形成油膜，达到一定的厚度后，在浮力和水流剪力的作用下，脱离滤料表面，形成颗粒大的油珠浮升到水面。采用粗粒化技术能有效降低餐饮废水的含油量，并能大幅度降低COD的浓度，采用粗粒化技术作为餐饮废水的预处理，将有利于后续的生化处理。用H型改性聚丙烯酰胺纤维作为粗粒化滤料。

　　(2)电化学法

　　电絮凝法：XuemingChen等采用电絮凝法处理餐饮废水，通过对油脂含量高、不同的COD、BOD和SS浓度的餐饮废水的电絮凝实验表明：Al电极优于Fe电极;进水pH、电导率和电流密度不影响污染物的去除效率;电负荷是最重要的操作参数，最佳电负荷和电流密度分别是1.67F/m～9.95F/m和30AJm3~80AJm3,且与废水的特性有关;A1电极消耗范围是17.7g/m3~106.4g/m，电耗小于15kW˙h/m3,试验污水的油脂去除率大于94%，电絮凝能中和废水的pH值。微电解一电解法：林美强等提出微电解.电解法来处理含油餐饮废水。实验证明，可取得良好的实际运行效果。

　　(3)化学法

　　破乳技术：韩香云通过破乳技术来处理餐饮含油废水，洗涤剂的使用使得餐饮业含油废水中油呈乳化状，一般油水处理设备难以进行油水分离，必须将乳化油进行破乳处理：在对破乳剂的选用上，她通过实验表明：聚合硫酸铁、腐植酸钠、聚丙烯酰胺混合使用效果明显，油渣与水分层迅速。

　　2.液态餐饮废水的后续处理

　　(1)混凝法

　　采用复合新型混凝剂，将餐饮废水经过混凝沉淀、砂滤以及活性炭吸附深度处理后，达到国家二级排放标准，经过消毒处理的水可用于生活杂用水。其中高效混凝剂的选择是关键所在。实验表明：硫酸铝钾+聚丙烯酰胺复合絮凝剂优于单一絮凝济的絮凝效果。

　　(2)生物法

　　由于餐饮废水中BOD]COD>~03，具有可生化性好这一特点，在先除去油脂，不影响后续生化反应的前提下，可利用生物法来处理餐饮废水。

　　SBR工艺：于金莲等采用序批式活性污泥法(SBR)2E艺处理餐饮废水，考察了污泥浓度、污泥负荷与处理效果的关系以及该工艺的脱氮性能。结果表明，当进水COD浓度为900mg/L-1095mg/L，进水油浓度为185mg/L～356mg/L，污泥负荷小于0.81kg/kg(ss)˙d、油负荷小于0.112kg/kg(ss)。d的条件下，能使出水水质达~O(GB8978˙1996)Z.级排放标准。

　　在进水TN<30mg/L时，TN去除率能达到85%以上。SBR工艺对于间歇排放、水质水量变化较大的餐饮废水是一种理想的工艺选择。

　　生物接触氧化法：范立梅用生物接触氧化法连续处理餐饮废水，填料为PVC生物球和软性纤维填料，当水力停留时间大于78h时，废水的COD、BOD及TSS的去除率达到90%，且产生的污泥量比活性污泥少1/4。

　　膜一生物反应器：宁平等用膜.生物反应器处理餐饮废水，该膜一生物反应器集微生物的降解作用和膜的高效分离作用于一体，能够有效地降低废水中的污染物浓度，出水水质优于国家《污水综合排放标准》GB8978—1996一级标准，达到生活杂用水标准。

　　3.固态餐饮废水的处理

　　(1)常规处理方法

　　家庭分类发酵法：将餐厨垃圾投入塑料垃圾桶，在表面喷施薄层微生物酵素，发酵一个月后即成有机堆肥。

　　热力烘制法：用机械将餐厨垃圾打碎并挤干，再送入加热恒温搅拌桶中，抄干成肉松状动物蛋白饲料。

　　厌氧消化法：指在没有溶解氧和硝酸盐氮的条件下，微生物将有机物转化为甲烷、二氧化碳、无机营养物质和腐殖质的过程。

　　好氧发酵法：公用工程设计

　　a.固态发酵：餐厨垃圾在加热或添加干料后进行发酵。

　　b.液态发酵：餐厨垃圾经生物筛选、初步发酵、充氧发酵后产生酵素。

　　(2)液态好氧发酵技术工艺

　　①前处理：餐厨垃圾倒入生化筛选槽内，槽底已预置微生物菌液。在倾倒餐厨垃圾的同时，微生物喷射添加器以喷射方式添加微生物菌种。餐厨垃圾的分子于二星期内大幅降解并明显减量。筛选槽底部安装强力水泵，自槽底抽取菌液垂直对上浮的餐厨垃圾喷射，以使餐厨垃圾鼓动。密度远大于餐厨垃圾的杂物下沉靠人工去除或定期放空清池。

　　②配送：经生化筛选槽初步发酵后的餐厨垃圾，用液下渣浆泵送入碾碎机处理后转入发酵槽中继续发酵。

　　③辗碎：生化筛选后所剩下的难于分解的有机物质，经辗碎机辗碎，然后送入发酵槽中，15d后即发酵熟化成品。

　　④发酵：根据不同的产品目标要求调整其酸碱度。并投入不同的微生物、微生物培养剂、微量元素以及氮磷钾等各种元素。空气压缩机定时、定量地向发酵槽充氧，15d后发酵成熟。

　　⑤充氧：空气压缩机的高压空气经管束向发酵槽打气充氧并搅拌被发酵物。

　　⑥出料：酵素可作为固态生物有机肥原料。发酵残渣外运填埋处置。

　　⑦菌种槽：在综合楼菌种室内培养的菌种，送入菌种槽中继续量化培养，用于分解有机质、消除臭味。

　　⑧糖蜜槽：供应菌种养分。

　　⑨计算机管理：利用计算机控制整个系统。

　　四、餐饮废水的处理工艺

　　1.餐饮废水的前处理及废水治理工艺首先对餐馆和饭店直接回收的餐饮废水进行机械除杂除去废水中骨头、菜叶甚至洗刷用的布条等较大杂质以及淀粉、蛋白、糖类、洗涤剂及胶体物质等杂质。然后对于液体部分进行油水分离。对于含油部分酸析、水洗，得到废油，其中酸析过程中的加酸量以控制pH值在2-3之间为最佳。油水分离后的水部分和水洗用水混合后通过调节池调节水质水量后，经泵提升至混凝气浮池以去除大部分SS、油类及部分有机物，再进行生化处理。生化处理采用SBR—PACT法，于生化池投加粉末活性炭，生化处理出水达标排放;污泥入污泥浓缩池后进行脱水处置。工艺流程如图2所示。在这个流程中，对废水的处理由预处理系统和生化处理餐厨垃圾菌液培养剂接种菌糖蜜糖。

　　餐饮泔水—◆饭店、宾馆隔油池或塑料桶收集集中—◆旋转机械格栅——智能油水分离系统—◆组合池—◆酸析—◆水洗—◆泔水油—’综合利用污泥浓缩池—◆板框压滤机—◆少量干泥外运

　　餐饮餐饮废水油前处理及废水治理工艺流程

　　预处理系统：调节池及混凝气浮池主要起稳定水质水量、并去除或降低废水中影响后续生化处理的有机及无机物质。由于废水进水水质中pH值较低，属酸性废水，且油类含量较高，这里采用加碱中和一混凝气浮法。

　　生化处理系统：

　　SBR池，主要起去除废水中溶解性有机物质的作用。为增强生化处理系统的稳定性以及抗冲击能力，采用SBR(序批式活性污泥法)一PAcT(投料式活性污泥法)。

　　在曝气池中投加粉末活性炭，能够去除生化法不能去除的某些溶解性有机物，提高对COD和BOD，的去除率。污泥处置采用污泥浓缩一机械脱水的方法。浓缩池上清液入调节池再行处理，泥饼外运作进一步的妥善处置。

　　2.水再生饲料技术方案

　　集中收集卫生、新鲜的城市餐饮废水，首先将其作脱水、脱油处理，然后对固态成分进行干燥灭菌，再通过机械加工，生产出固体饲料，简单流程见图3：

　　脱水脱油：餐饮废水基本由固态和液态成分构成。在这种工艺中固、液分离采用的是自然沉淀法或机械过滤法。餐饮废水脱水、脱油采用较简单的自然沉淀法，即利用液体的自身重量以及流动性的特点，使用过滤网来实现固体和液体的分离。为提高过滤效率可考虑采用分层滤水，滤网网格由大到小。

　　分捡：经脱水、脱油后餐饮废水中还混有一些牲畜不可食用的杂质，比如木筷、塑料制品、金属、纸张等，必须在加工前去除。分捡系统主要是利用物质的比重、体积和磁性，采用重复机械化及磁选等连续性分选(对特殊物质，适当辅以磁选、风力分选、人工分捡)，将杂质分离出来。

　　干燥：这里选择微波加热干燥方法。该法的优点是能在短时间内达到加热效果，加热均匀，在较低的温度下就能杀死细菌。且不会产生废水、废气、废物。

　　五、工程实例

　　某地30t餐厨垃圾处理厂工艺流程。

　　餐厨垃圾用回收专用车收集、运输至处理系统，首先进行分选，取出少量混入餐厨垃圾中，不宜做堆肥发酵的瓶罐塑料等固体废弃物，然后把剩余物进行粉碎，并添加一定量的菌剂、辅料及副资材进行搅拌提升至发酵塔内。物料在发酵塔内进行一次发酵，以达到无害化、减量化的目的。一次发酵完成后的物料经筛分去除杂物，并喷淋经酸化后的泔脚水来调整一次发酵物的含水率，物料进入二次发酵阶段，把较难分解的有机物进一步分解，以达到餐厨垃圾资源化处理的目的。一次发酵完成后的物料经筛分去除杂物，并喷淋经酸化后的泔脚水来调整一次发酵物的含水率，物料进入二次发酵阶段，把较难分解的有机物进一步分解，以达到餐厨垃圾资源化处理的目的。

　　由餐厨垃圾中分离出来的泔脚水经油水分离和沉淀分离，污油回收出售，污水进入低分子化(酸化)处理系统，产生大量易被光合细菌(PSB)利用的小分子有机物。一部分为培养PSB的营养液，另一部分则做为二次发酵过程中物料含水率的喷淋水，污水被全部利用，达到零排放。

　　六、建议

　　(1)开发小型的餐饮废水一体化处理设备，以便于餐饮废水能够在不利于集中处理的旅游区、小城镇等地方得到有效处理。

　　(2)政府制定强有力政策，对餐饮废水进行集中收集处理，防止人们对未经处理的餐饮废水随意倾倒，打击那些用从餐饮废水中经简单分离出的餐饮废水油作为食用油的不法经营者。

污水处理技术咨询电话：0318-82223400

概述

一体化净水器集絮凝、沉淀、排污、反冲洗，集水过滤等工艺中的精华之大成，无需人员操作而能达到单体全自动运行的系列净水装置，是实现水厂自动化管理的重要单元，再配以本公司生产的JY型自动加药装置及消毒设备，即可成为一个具有全套功能的净水厂。

1、适用于水浊度小于3000mg/L的各类江，河，湖，水库等为水源的农村，城镇，工矿企业的水厂，作为主要的净水处理装置。

2、对于低温，低浊，有季节性藻类的湖泊水源，有其特殊的适应能力。

3、对高纯水，饮料工业用水，锅炉用水等作前置水处理的预处理设备。

4、用于各类工业循环水系统，可有效而大幅度的提高循环用水水质。

1、除了对一级泵房及加药系统的管理外，净水装置本身从反应、絮凝、沉淀、集泥、排泥、集水、配水、过滤、反冲、排污等一系列运行程序，达到了自动运行的要求，值班人员只要定时作水质监视测定工作外，无需对净水装置操作管理。

2、高浓度的絮凝层，能使原水中的杂质颗粒，在其间得到充分的碰撞接触，吸附的机率，因而能适应各种原水的水温和浊度，杂质颗粒去除率高。在一定使用条件时，还具有除藻功能。

3、迅捷的泥渣浓缩室及可调式自动排泥系统，能保证多余的泥渣杂质及时排除，从而保证稳定的杂质颗粒去除率。

4、高效的絮凝及沉淀效果，使沉淀出水水质一直保持良好状态。

5、新颖独创的集水系统及最低的集水水头，使集水更均匀有效，不仅提高了体积利用系数，因其集水水头极小，累积的省电效果可观。

6、净水系统自动化，既保证了净水系统的高效过滤，(在原水浊度小于3000mg/L，滤后水浊度可保持在3 mg/L以下)又能自动反冲洗，无需另设反冲洗水泵或空压机等电器设备，可节省大量的基建投资及日常运行、维修、保养费用。

7、自耗水率低约在<5%左右，对节省有限的水资源起着积极的作用。

8、占地面积小，与一般净水构筑物相比，可节省占地<50%以上，高度在4.10米左右，室内外均可安置。

9、便于扩建、改造、再用，便于搬迁或易地再用。

一体化净水装置和城市供水厂的净化流程一样。它有：混凝池、沉淀池、过滤池、水质稳定装置、反冲洗装置、水泵及电气控制柜。现分别介绍如下：

1、混凝池：投加混凝剂的原水由进水管进入混凝池内，用特制的搅拌机搅动，使水中的悬浮物和混凝剂充分接触反应形成矾花。一般净水装置是采用涡流反应来使水和混凝剂混和，但效果受水量的变化而不稳定。该净水装置则用搅拌机混和，不受水量变化而影响效果。

2、沉淀室：水经加混凝剂混凝后形成矾花，流到设备的沉淀池内进行沉淀，沉淀池采用斜管沉淀法，经过梯形斜板沉淀室沉淀完成固液分离，沉淀下来的污泥排入泥斗。

3、过滤池：经沉淀后的水流到过滤池过滤，滤池结构：底部为布水管，中部为石英砂，上部为无烟煤。过滤速度为10m/h，最后清水流到清水池内消毒处理后饮用。过滤池反冲周期为12小时左右，反冲时间为5-10分钟。用途

一体化净水器适用于江、河、湖、水库等以地表水为水源的给水工程的水质净水，中水回用、及煤矿尾矿水、洗煤水、浴池、游泳池、洗车场、造纸、印染、电镀和其它工业废水的水质净化。

1.适用原水浊度：≤3000mg/L。

2.适用原水温度：常温。

3.净水出水浊度：≤3mg/L。

4.沉淀区设计表面负荷：7-8M/H·M。

5.过滤区设计滤速：7-10M/H。

6.滤池冲洗强度：14-16L/S·M。

7.冲洗历时：t=4-6mim(可调)。

8.总停留时间：T总40-45mim。

9.进水压力：≈0.06MPa。

文章摘编如下： 中国是个水资源异常缺乏的国家。国家水资源的规划于是就向大自然要水，向浩瀚的海洋要水，这就是国家海水淡化“十二五”规划。 为了贯彻执行这个规划，最近在湖北召开了国家海水淡化“十二五”发展规划及项目审查会议。会议指出，在沿海大规模建设海水淡化工程，可以有效增加水资源总量，改善水资源结构，提高水资源安全保障率，是解决淡水资源短缺的战略选择和重要措施。 到今年年底，天津滨海新区海水淡化总规模将达到日产50万吨，海水淡化年生产能力达到1.5亿吨以上，成为国内最大的海水淡化基地。 中国漫长的海岸线上的大多数城市，淡水资源并不充足，人均水资源量才160立方米。仅为全国人均水资源量1/15的天津，就是“站在海边叫渴”的沿海城市之一，为了得到更多的淡水，天津把目光瞄向了大海。天津自上世纪九十年代初期就开始利用蒸馏法使海水脱盐，同时尝试着将淡水提供民用。当前，在天津市场上，约25%的桶装水是淡化海水，以淡化海水为原料的瓶装水在超市、便利店随处可见，价格与矿泉水差不多。 在天津领跑下，渤海沿岸城市建设海水淡化工程的热情不断高涨，多个万吨级以上的海水淡化项目已完成前期工作，纷纷开工建设。受国家推动节能减排，发展循环经济等产业政策影响，目前沿海地区拟建电厂项目几乎全部计划配套建设海水淡化装置。 据天津海水淡化与利用研究所提供的数据显示，截至目前，我国已建成72套海水淡化装置，日产24万吨淡水，在建和待建工程有56项。全部完成后，我国将可日产220万吨淡水，是过去18年产量的总和。 在世界范围里，海水淡化产业正显现出蓬勃生机，目前全球海水淡化总产量已达日均6348万吨。2008年全球海水淡化工程总投资额达248亿美元，每年以20%至30%的速度增长，2015年预计将达564亿美元。全球水资源专家们都把水资源的最终解决方案，寄托在海水淡化上了，这是全人类的期待。 在全球来说水资源呈现紧缺，而人口却又是最多的中国，为了应对水资源危机和水资源污染，搞好海水淡化，加快海水淡化配套设施的建设，是我国建设创新型国家有着重大的战略意义。

　　根据水质的具体情况我们对水的处理技术也在不断提高。循环水系统治理行业主要包括中节能央空调冷却循环水处理、冷冻循环水处理、采暖水处理、集中供暖循环水处理、工业冷却冷冻循环水处理几个细分市场的设备生产和销售。水资源综合治理行业主要包括污水治理、景观水回用处理、雨洪利用、城市污废水综合利用、普通生产污废水综合利用几个细分市场。自来水供应及其他主要是由自来水供应及其他水处理行业构成。目前，单一的处理技术已无法满足水资源综合治理领域的要求，由于水质中的杂质较多对于不同的要求需要有不同的解决方案。医学上将要对症下药，在对于水质上的问题也同样是这个道理。

　　我国水处理行业前景及影响因素

　　主要影响因素：

　　(一)国家政策控制下的刚性需求，主要表现为国家鼓励推动水污染治理、推动节能减排实施、重视水资源循环利用、解决缺水地区饮水问题等政策引发的需求。这些需求将主要促进循环水市场、中小规模的工业污水处理市场迅速发展。

　　我国是缺水国家，人均水资源占有率仅有2300立方米。国家十分重视水资源的保护和循环利用，鼓励发展循环经济、支持可持续发展、强力推行节能减排、重视绿色环保产业发展，这些都涉及到节约水资源、加大利用程度的诉求。

　　(二)经济发展、人民生活水平提高产生的内在需求，主要表现为城市改造升级、中高档社区建设、人民对生活环境要求提升带来的公园绿地建设等新增水处理需求。这方面的需求将主要促进雨水、景观水处理和生活污水处理市场的发展。

　　水处理行业前景：

　　水是人类赖以生存和发展的珍贵资源。水问题的严重性和重要性已日益成为社会各界的共识，水处理是影响到每一个人的全球性问题，中央和地方各级政府部门都把水问题提到重要位置，要节水、要加速水污染的治理、要促进水的循环利用，水处理将成为中国未来发展最快的产业之一。

　　一、安全第一，调阅资质

对于食品企业来说，食品安全是头等大事。因此食品企业在选择供应商的时候，首要考虑的是安全性。安全性可以从以下几个方面考察：

1、工艺和技术的安全性，能够确保达到要求的指标。比如，重金属离子的有效去除，微生物含量的控制。

2、设备的组成部件安全，不得有有害溶出物。因为水处理设备从进水到出水会流经各种管道和过滤材料，所以一定要控制这些管道和材料的材质，避免往水中新增加对人有害的二次污染物。

3、报警系统，当设备出现故障时，一定要有报警系统，避免受污染的水进入食品加工段。

原水经过细砂过滤器过滤，使水的污染指数降低至5以下，然后由计量泵加入定量的阻垢剂，以有效抑制水经过反渗透装置时化学结垢的形成，以保证反渗透安全运行，使系统总出水为10m3/h。水经过一卜述处理，再通过s微米过滤器以防止杂物及大颗粒物体进入反渗透膜，水由高压泵将压力提升至1．45MPa压力，进入反渗透装置。反渗透设备采用膜分离手段来去除水中的离子，有机物及微细悬浮物(细菌胶体微粒)，以达到水的脱盐纯化目的。

  二、工作原理

  在有盐分的水中，施以比自然渗透压力更大的压力，使渗透向相反方向

进行，把原水中的水分子压到膜的另一边，变成洁净的水，从而达到除去7J<中盐分的目的，这就是反渗透除盐原理。

进水通过一个可更换滤芯的5 u微过滤器，此过滤器能去除极大多数的

悬浮物，通过微过滤器的水进入到高压泵，高压泵将水送到并联的反渗透膜压力容器内，进水在压力容器内被反渗透膜分离，以产水和浓水流出压力容器。

  四、工艺指标

  过滤器进水压力：≥0．2MPa

  运行压力：1．45MPa

  脱盐率：≥98％

  回收率：75％

  产水量：75~／h

  运行水温：20℃．25℃(最佳)

  SDI≤2

  游离氯：≤0．1mg／l

  PH：6．0-7．0

⑴ 原水箱：原水箱每月清洗一次。

⑵ 原水泵：反洗单独使用及运行时使用。

 ⑶ 多介质过滤器：

①多介质过滤器产水量及产水质量不合格时，需反洗一次。（开启原水泵，先反洗后正洗，正洗完毕后再运行。）反洗及正洗排水必须清澈，无明显颗粒。   

   ②活性炭过滤器：（多介质过滤器处于运行状态下进行）

活性炭过滤器产水量及产水质量不合格时，需反洗一次。（开启原水泵、多介质过滤器在运行状态时，先反洗后正洗，正洗完毕后再运行。）反洗及正洗排水必须清澈，无明显颗粒。 　注：因复合膜不耐余氯，炭过滤器的作用是除余氯，因此绝不能用未经过炭过滤器的水进入反渗透膜，否则膜的损坏无法恢复！！！

（4） 精密过滤器：

精密过滤器的滤芯一般90天或每个过滤器的压力降大于0.1MPa时更换或清洗一次

2、反渗透装置的运行

运行前确保反渗透的各项准备工作已完毕，预处理系统各阀门处于运行状态。

⑴ 全自动运行时

开机：

一级：原水泵启动、延时启动高压泵，加药泵启动，电动慢开门开，检查流量、压力、电导率在规定范围内。液位自动控制：一级水箱无水，原水箱有水，设备启动，不具备条件是不启动。

二级：二级高压泵启动、PH调节加药启动。检查流量、压力、电导率达到额定值。液位自动控制：终端水箱水满停机，无水启动，中间水箱无水，二级高压泵不启动。

    关机：

一级：高压泵关闭、同时开启快冲洗电动阀，延时关闭快冲洗电动阀、原水泵。液位自动控制：运行中，原水箱无水或一级水箱水满，设备停机。

二级：二级高压泵停止、PH调节加药停止。

⑵ 手动开机：

一级：原水泵启动、高压泵启动，加药泵启动，进水电动门开启。

二级：二级高压泵启动、PH调节加药启动，使流量达到额定值。

注：① 自动时各泵运行受各种罐的液位条件控制，条件满足时即自动开启。

    ② 手动时各泵运行不受各种罐的液位条件控制。

③ 各加药装置的药液浓度应每次相同，加药泵调节完毕后勿随意变动。

注：反渗透运行时清洗水泵开关一定要处于关闭状态，否则会烧坏清洗水泵！！！

3、关机：

① 高压泵停、原水泵停。

② 预处理控制是手动的：关闭原水桶前的自来水进水阀。

注：预处理若是自动控制，则主机电源需24h通电，即RO的总电源不能关闭，但面板上的电源开关可以关闭。

①、进水压力应在0.2-0.6MPa，当水源压力无法满足要求时，可安装增压水泵提高进水压力。如果压力过高，应安装减压阀来控制进水压力。

②、进水温度应在5-45℃之间， 此装置不允许在冰点状态下工作.

③、电源采用交流200V/50Hz，运行中需保证电源不间断,并不可被其开关切断.

④、软水器应安装在牢固的平台上，附近有畅通的下水，并留有足够的操作和维修空间。

2、安装步骤

1）、先将树脂罐.盐罐就位于坚实的基础上,并保证罐体水平 2）、把下布水器牢固安装在中心管底端，然后插入到树脂罐中央，在中心管上端低于罐口0.5mm处截断并导角，然后用胶带封住中心管口，以防树脂漏入。

3）、将树脂均匀地装入树脂罐中，树脂装填完，取下中心管的封口胶带，将中心管上部及树脂罐端面用水冲洗并擦干净，中心管及控制器密封圈处涂上硅油。 4)、将上布水器安装到控制阀上，然后将中心管从上布水器内插入到控制阀内，小心地沿顺时针方向转动控制阀，直至旋紧在树脂罐接口上（或用法兰连接固定）。一定要确保中心管插入阀体。

注意：上布水器与控制阀、中心管，下布水器与中心管必须严密，防止树脂跑出。中心管与控制阀必须严密不漏水，否则会出现窜硬水现象。

5)、组装盐阀

①、将吸盐管与阀体连接的小铜配件插入吸盐管内后，然后把不锈钢滤网插入小铜配件内；带滤网的一端与控制阀的吸盐接口相连接，不漏空气就行。 ②、把盐阀置入盐箱的盐井中，然后与塑料弯头连接；盐水管路连接长度不应超过2m，一定要保持良好的密封性，否则会影响软水器的再生效果。  6)、排水管的连接长度不应超过6m，不得采用软塑料管，防止管道变形，影响排水效果。

7)、管道连接

①、按照控制阀进出水箭头标记连接进出水管，采用流量型再生控制器，流量计必须安装在出水口。

②、进出水管应装有压力表及手动阀门，同时还应装有旁通阀，在出水管阀前还应安装有取样阀。进水管阀后一般安装有 Y 型过滤器，防止管道内污物堵塞阀体造成设备无法正常运行。