连续砂滤池在低水温条件下的反硝化脱氮效果.pdf

连续砂滤池在低水温条件下的反硝化脱氮效果 谭明1袁蕴俭1刘用林2孙国玉2徐刚1 1． 帕克环保技术 上海 有限公司， 上海 201319; 2． 鹤壁市淇滨污水处理有限公司， 河南 鹤壁 458030 摘要 研究在低水温条件下连续砂滤池的反硝化脱氮效果及其主要影响因素， 寻找最佳的甲醇碳源投加比。运行结果 表明 当水温降低至 11. 7 ℃时， 在连续砂滤池里反硝化菌培养时间为 24 d; 反硝化脱氮稳定运行后， 砂滤池的滤速为 4 m/h 时反硝化去除总氮量超过 15 mg/L， 容积负荷达 0. 6 kg/ m3 d ， 最佳甲醇碳源投加比为 2. 8 ～3. 2， 出水 COD、 SS 浓度均可达到一级 A 排放标准; 影响连续砂滤池反硝化脱氮效果的主要因素为进水水温、 硝酸盐浓度、 溶解氧浓 度、 上升水力流速和甲醇投加比。 关键词 连续砂滤池; 反硝化菌; 反硝化脱氮; 甲醇碳源 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201404011 THE DENITＲIFICATION EFFICIENCY OF CONTINUOUS SAND FILTＲATION TANK AT LOW WASTEWATEＲ TEMPEＲATUＲE Tan Ming1Yuan Yunjian1Liu Yonglin2Sun Guoyu2Xu Gang1 1. Paques Environmental Technology ShanghaiCo． ，Ltd，Shanghai 201319，China; 2. Hebi Qibin Sewage Treatment Co． ，Ltd， Hebi 458030，China AbstractIt was studied the denitrification efficiency and main influence factors under the condition of low wastewater temperature in the continuous sand filtration tank，and the best dosage ratio of methanol that was to be found． The running results show that the number of days to culture denitrifying bacteria is 24 when the wastewater temperature is reduced to 11. 7 ℃，after stable operation of the denitrification in the continuous sand filtration tank，the filtration rate is 4 m/h，the removal rate of total nitrogen is more than 15 mg/L， the volume load to remove total nitrogen can reach 0. 6 kg/ m3 d ， COD and SS in the effluent can reach level A of integrated wastewater discharge standard;the best dosage ratio of methanol is in the range of 2. 8- 3. 2． Temperature， dissolved oxygen， nitrate concentration in effluent， hydraulic loading rate and the dosage ratio of external methanol are main factors affecting denitrification efficiency in continuous sand filtration tank． Keywordscontinuous sand filtration;denitrification bacteria;denitrification;methanol carbon source 收稿日期 2013 －08 －12 城镇污水处理厂提标改造进行反硝化脱氮深度处 理时， 温度是抑制连续砂滤池反硝化菌活性的主要因 素之一 ［ 1 ］。在夏季进行反硝化脱氮， 连续砂滤容积负 荷能够达到 1. 6 kg/ m3 d 以上 ［ 2 ］， 但在冬季低水温 条件下反硝化脱氮实际运行案例较少， 尤其水温在 12℃左右时， 反硝化菌的培养效果和反硝化脱氮能力 尚无明确案例。本文以河南省鹤壁市淇滨污水处理厂 中水回用项目中的连续砂滤池反硝化脱氮试运行为 例， 对低水温条件下反硝化菌的培养和脱氮能力进行 了研究和探讨， 为实际工程运行提供理论支持。 1项目概述 淇滨污水处理厂位于河南省鹤壁市新区， 地处中 原地区， 夏季平均气温 27. 1 ℃， 冬季平均 气 温 －0. 2 ℃。淇滨污水处理厂中水回用主要工艺流程 为 二沉池出水混凝沉淀 化学除磷 连续砂滤 池液氯消毒中水池外送。进入连续砂滤池的 污水经过前段好氧系统、 混凝沉淀池系统处理后， COD、 BOD、 NH3－ N 和 TP 都已达到中水回用标准， 因此连续砂滤池的装置主要针对处理水体中的 TN 和 SS 两项指标。连续砂滤池水质参数见表 1。 64 环境工程 Environmental Engineering 表 1连续砂滤池水质参数 Table 1Water quality parameters of the continuous sand filtration tank 项目ρ SS / mg L －1 ρ TN / mg L－1 水温/℃ 连续砂滤进水2030大于 12 ℃ 连续砂滤出水1015 注 硝酸盐浓度大于 15 mg/L。 淇滨污水处理厂中水处理规模为 5 万 t/d， 采用 连续砂滤器 48 套， 分别安装在 6 组砂滤池， 每组砂滤 池可单独运行; 单池过滤面积为 48. 02 m2， 有效砂床 厚度为 3 m， 采用石英海砂为滤料， 石英砂规格为 1. 2 ～2. 0 mm; 为保证反硝化菌对碳源的需求， 连续 砂滤池配有外加碳源自动投加系统。试运行阶段的 实际污水量为 35 000 m3/d 左右， 只运行 3 组连续砂 滤池用于反硝化脱氮。 2连续砂滤器运行原理及反硝化脱氮机理 连续砂滤器具有硝化反硝化脱氮、 化学除磷和除 悬浮物的功能， 适用于污水处理厂提标改造或中水回 用处理工艺。 2. 1连续砂滤器运行原理［2- 4 ］ 连续砂滤系统是连续的过滤系统， 不必停机洗 砂， 过滤方向为自下而上 水由下向上通过砂床， 砂 子缓慢向下移动 。过滤过程中， 砂子在清洗槽中被 清洗， 悬浮固形污染物随清洗水排出; 同时砂床内无 机械设备， 操作及维护简单。连续砂滤过程运行原理 见图 1。 图 1连续砂滤器运行原理 Fig．1Operation principle of the continuous sand filter 图 1 的工艺过程描述如下 水 待过滤水通过进水管1 和布水器2 进入砂床3， 水在向上通过砂床的过程中被净化， 滤液在过滤器出 水口 4 被排出。 砂 在水向上流动的同时， 砂床连续向下移动， 脏 砂 5 从砂床底部抽出并清洗， 之后放回砂床顶部 6。 空气 砂循环基于压缩空气的气提原理， 气提将脏 的砂子和水的混合物通过中心管 7 向上推动， 强烈的 摩擦作用将脏的悬浮物和砂粒分离， 在上升管的顶部 释放， 脏水被排出 8。砂子在清洗器中下落， 通过气提 管输送的砂量取决于进入气提管的压缩空气的量。 洗砂器 清洗器 9， 具有优良设计的水力特征， 在 气提管的上部， 砂粒通过清洗器迷宫结构的环形空间 下落， 最终被逆行的滤清液清洗干净。滤清液的流动 由滤清液 10 和洗砂水 8 之间的液位差驱动， 滤清液 的液位等于滤清液溢流堰的液位， 洗砂水的液位等于 洗砂水的排出管顶部高度。 2. 2连续砂滤反硝化脱氮机理 连续砂滤的反硝化脱氮功能主要是附着在石英 砂表面的反硝化细菌 石英砂表面粗糟， 在其凹凸面 上易于附着生物膜 ， 利用水体中碳源或者外加的碳 源， 在缺氧条件下， 利用硝酸氧化有机物质而获得自 身生命活动所需的能量， 同时将水体中亚硝酸盐和硝 酸盐还原为氮气， 达到脱氮目的同时提高水体中的碱 度。反硝化细菌多为异养、 兼性厌氧细菌， 如反硝化 杆菌、 斯氏杆菌、 萤气极毛杆菌等 ［5- 6 ］， 其生化过程可 用式 1 和式 2 表示 C6H12O6 12NO － 3→6H2O 6CO2 12NO － 2 能量 1 CH3COOH 8NO － 3→6H2O 10CO2 4N2 8OH － 能量 2 附着在石英砂表面的反硝化菌， 最初的主要来源 是前段好氧系统排放水体中残留的游离反硝化菌。污 水进入连续砂滤池体后， 游离的反硝化菌被砂床截留， 附着在石英砂表面， 水体中的溶解氧被兼氧菌消耗后 外加充足碳源 ， 砂床内形成缺氧环境， 促进反硝化脱 氮反应发生， 同时附着在石英砂表面的反硝化菌不断 进行自身繁殖， 形成生物膜; 随着该生物膜厚度逐渐增 加， 通过连续砂滤器连续提砂和洗砂过程的剧烈磨擦， 使石英砂表面的生物膜变薄 石英砂凹面仍残留着一 部分生物膜 ， 达到控制石英砂表面生物膜的厚度， 即 浅层薄膜 ［ 7 ］， 脱落的生物膜随洗砂水排走。 74 水污染防治 Water Pollution Control 在整个反硝化脱氮过程中， 连续砂滤本身强大的 自清洗过滤作用可以使得出水悬浮物和浊度维持在 一个很低的水平， 因此， 采用连续砂滤器， 可以简单完 成由一级 B 提升到一级 A 标准的要求。 3碳源自动投加原理 进入连续砂滤池的污水经过前段好氧处理和混 凝沉淀处理后， 水体中可被利用的碳源量不能直接满 足反硝化菌脱氮的要求， 故需要外加碳源; 常见的外 加碳源有甲醇、 乙醇、 醋酸钠、 葡萄糖等。研究和实践 表明 甲醇碳源成本最低， 反硝化脱氮效果较好［8- 12 ］， 故选用甲醇为外加碳源。 该项目设计了一套全自动碳源投加系统， 自动化 程度较高， 可以根据进水水质条件自动调节碳源的投 加量， 不仅满足反硝化菌脱氮对碳源的需求， 同时还 可以避免因碳源投加过量而导致连续砂滤池出水 COD 超标。 其主要控制原理为 PLC 自控系统根据连续砂滤 池进水渠上的在线监测仪反馈的进水水质数据 即 进水中的溶解氧浓度、 硝酸盐浓度和进水水量 、 以 及 PLC 控制系统里设置的碳源的浓度和密度、 脱氮 需要消耗的碳源量参数和降低溶解氧所需要的碳源 量参数， 自动计算出碳源的投加量; PLC 系统将该投 加量与碳源在线流量计实际反馈的流量数据进行比 较， 并根据比较结果调整碳源计量泵的频率 采用变 频控制 ， 从而调节碳源的投加量， 实现根据连续砂 滤池进出水水质条件碳源的投加量精确控制; 由于进 水水体中的亚硝酸盐浓度低于 1 mg/L， 需要额外投 加的碳源量很少， 故在碳源投加量计算时忽略亚硝酸 盐的影响。 4运行结果及分析 连续砂滤池系统反硝化脱氮功能试运行时间为 2012 年 11 月 12 日2012 年 12 月 31 日， 图 2图 9 为连续监测数据。 4. 1连续砂滤进、 出水温、 滤速、 溶解氧和反硝化脱 氮效果变化 反硝化菌培养最初的水体温度为 14. 8 ℃， 连续 砂滤池的滤速为 4. 8 m/h， 在试运行的前 3 d， 检测连 续砂滤池出水溶解氧浓度均在 7 mg/L 以上， 影响反 硝化菌的培养。经现场观察和分析发现， 主要是以下 三方面原因 1 前段混凝沉淀池系统投加 PAC 进行 化学除磷， 导致进入连续砂滤池的微生物菌种减少。 2 混凝沉淀池进水溶解氧浓度仅为 3 mg/L， 而混凝 图 2溶解氧和水温 Fig．2DO and water tempertation 图 3滤速和脱氮容积负荷 Fig．3Filtration rate and volume load to remove TN 图 4对 TN 的去除效果 Fig．4Ｒemoval efficiency of TN 图 5对硝酸盐和亚硝酸盐的去除效果 Fig．5Ｒemoval efficiency of NO － 3 － N and NO － 2 － N 84 环境工程 Environmental Engineering 图 6甲醇投加量与去除 TN 比值 Fig．6Ｒatio of dosage of methanol and removal TN 图 7对 COD 的去除处理效果 Fig．7Ｒemoval efficiency of COD 图 8对氨氮和 SS 的去除效果 Fig．8Ｒemoval efficiency of NH3－ N and SS 图 9对 TP 的去除处理效果 Fig． 9Ｒemoval efficiency of TP 沉淀池出水为穿孔跌水方式， 跌水过程起到充氧效 果， 导致溶解氧升高， 达到 6. 5 ～8. 5 mg/L， 水体中残 留的微生物菌不能利用掉如此高浓度的溶解氧。3 连续砂滤池内的滤速为 4. 8 m/h， 滤速过快， 水力停 留时间短， 截留的反硝化菌来不及附着固定在石英砂 表面， 就被洗砂过程摩擦而脱落， 随洗砂水排放而带 走。通过采取暂停混凝沉淀投加 PAC 化学除磷和降 低连续砂滤池滤速至 3 m/h 两个措施后， 稳定运行 1 d， 连续砂滤池出水溶解氧浓度降低到 0. 5 mg/L 以 下， 砂床内的缺氧环境为反硝化菌培养创造条件。继 续稳定运行 20 d， 连续砂滤池对 TN 的去除量达到了 15 mg/L。12 月 6 日提高连续砂滤池处理水量， 保持 滤速为 4 m/h， 并控制甲醇碳源投加量。运行至12 月 8 日， TN 的去除量稳定在 15 mg/L， 出水 COD 浓度达 到一级 A 排放标准以下， 完成反硝化菌培养。 从图 2图 4 可看出 1 在启动初期， 控制溶解 氧浓度小于 0. 5 mg/L 以下， 提供缺氧环境是反硝化 细菌培养及脱氮的关键; 反硝化菌培养结束， 稳定运 行过程中， 连续砂滤池出水溶解氧浓度基本维持在 0. 5 mg/L 以下， 有利于反硝化脱氮反应进行。2 在 试运行过程中， 水温逐渐降低至 11. 7 ℃时， 虽然反硝 化菌也能培养成功， 但反硝化菌的培养时间延长， 达 到24 d， 同时也浪费了碳源药剂。利用连续砂滤系统 在冬天进行反硝化脱氮的污水处理厂， 建议在水温高 于 20 ℃前进行反硝化菌培养， 不仅能培养数量更多 的反硝化菌， 而且缩短反硝化菌培养时间。3 在反 硝化菌培养过程中， 保持较低的滤速， 延长水力停留 时间， 有利于反硝化菌截留和接种。从该试运行过程 发现， 连续砂滤系统进水中的水温、 溶解氧浓度和砂 床的滤速是影响反硝化菌培养和反硝化脱氮的主要 因素。 4. 2容积负荷、 甲醇碳源投加量及 COD、 硝酸盐、 亚 硝酸盐去除效果 在反硝化菌培养初期， 连续砂滤池出水中 COD 浓度较高， 但去除的硝酸几乎为零; 但在连续砂滤系 统稳定运行 10 d 后， 硝酸盐去除量逐渐增加， 亚硝酸 盐无积累现象， COD 浓度呈递减趋势; 在完成反硝化 菌培养后， 随着进水中硝酸盐浓度升高和提高连续砂 滤池滤速， 连续砂滤出水出现亚硝酸盐积累和 COD 浓度升高， 然而 TN 的去除率反而降低 见图3图7 。 主要原因是 1 在启动初期， 甲醇碳源主要以手动控制方式 94 水污染防治 Water Pollution Control 投加， 砂床截留和固定的反硝化菌数量较少， 外加甲 醇碳源利用率低， 连续砂滤池出水中 COD 浓度较高。 培养初期的前两天， 连续砂滤进、 出水中的 COD 浓度 差值即可视为外加甲醇碳源产生的 COD 外加甲醇 碳源与连续砂滤池进水混合后， 直接进入砂床底部， 未能直接取样检测到投加甲醇碳源后的连续砂滤进 水中 COD 浓度 ; 随着砂床截留和固定的反硝化菌数 量增加， 水体中投加的充足的甲醇碳源和水体中较高 浓度的硝酸盐， 满足了截留在砂床上的反硝化菌自身 快速繁殖的条件， 被还原的硝酸盐量随着反硝化菌的 增加而逐渐升高， 反硝化反应彻底， 无亚硝酸盐积累; 连续砂滤池出水中仍残留较多没有消耗掉的甲醇碳 源， 虽导致了出水 COD 偏高， 但有利于反硝化菌快速 繁殖。 2 反硝化菌培养结束后， 控制连续砂滤池的滤 速为 4 m/h， 甲醇碳源投加方式采用自动投加， 精确 控制甲醇碳源投加量， 连续砂滤出水中无过多的甲醇 碳源残留; 同时连续砂滤池进行提砂和洗砂可使石英 砂表面的生物膜维持一定厚度后就不再增加， 即反硝 化菌的数量不再增加， 维持了连续砂滤系统反硝化脱 氮稳定运行。该阶段能将水体中的硝酸盐浓度从 20 mg/L降解到 1 mg/L 以下， 亚硝酸盐浓度小于 2 mg/L， TN 的去除量大于 15 mg/L， COD 浓度低于一 级 A 排放标准， 最佳的甲醇碳源投加比在 2. 8 ～ 3. 2 mg/mg。故甲醇碳源投加量也是影响反硝化菌 培养和反硝化脱氮效果的主要因素， 同时影响连续砂 滤池出水 COD 浓度。 3 当连续砂滤池进水中硝酸盐浓度升高， 超 过 20 mg/L 时， 或连续砂滤池砂床水力负荷增加， 超过 4. 5 m/h 时， 需要被还原的硝酸盐量增加， 而 石英砂表面附着的生物膜厚度在连续砂滤提砂和 洗砂过程中维持不变， 反硝化菌数量并没有继续 增加， 反硝化细菌主要发生式 1 的反应， 导致亚 硝酸盐积累， 并没有真正达到脱除 TN 的效果， 故 而 TN 的去除量反而降低。图 5 中 12 月 15 日的 数据显示， 连续砂滤出水亚硝酸盐浓度高达 10 mg/ L。亚硝酸盐既有氧化性也有还原性， 积累的亚硝 酸盐增加了连续砂滤池出水的 COD 浓度; 过量的亚 硝酸盐积累， 对反硝化菌有抑制作用， 进一步影响 反硝化脱氮效果。连续砂滤进水中的硝酸盐浓度 是影响反硝化菌培养和反硝化脱氮效果的主要因 素之一。 4. 3连续砂滤池反硝化脱氮对氨氮、 TP、 SS 的去除 效果 由图 8 可以看出 在反硝化菌培养的开始阶段， 砂床截留好氧菌较少， 对氨氮的去除量几乎为零; 但 在连续砂滤池反硝化脱氮稳定运行后， 对氨氮的去除 量可以达到 2 ～4 mg/L， 主要原因是连续砂滤进水中 的溶解氧浓度较高 溶解氧浓度约为 6. 5 mg/L ， 在 连续砂滤池的砂床底部存在一段好氧区域， 石英砂表 面的兼氧菌在该区域氧化了水体中少量的氨氮。 过滤是连续砂滤池的基本功能， 被砂床截留的悬 浮物和脱落的生物膜， 在连续气提和洗砂器的共同作 用下， 与石英砂分离， 分离后的悬浮物和脱落生物膜 随洗砂水排走被去除。图 8 中 SS 的去除效果曲线显 示， 连续砂滤器出水中的 SS 浓度小于 10 mg/L， 达到 一级 A 排放标准。 在连续砂滤池的反硝化脱氮过程中也有生物除磷 作用， 主要是在反硝化脱氮过程中， 反硝化菌吸收水体 中的磷酸盐， 满足自身的繁殖需要， 并附着在石英砂表 面形成生物膜; 同时气提管内的水、 气、 石英砂三相在 气提上升过程中， 发生剧烈碰撞、 摩擦， 石英砂表面的 生物膜变薄、 甚至脱落， 脱落的生物膜随洗砂水的排 走， 从而起到生物除磷的作用。由图 9 可知 在连续砂 滤反硝化脱氮过程中， 生物除磷量在0. 2 ～0. 3 mg/L。 5结论 通过对鹤壁市淇滨污水处理厂连续砂滤系统反 硝化脱氮试运行结果分析， 表明 1 采用连续砂滤池在冬天低水温条件下可以进行 反硝化脱氮。反硝化菌培养初期， 投加过量的碳源有利 于反硝化菌快速培养; 滤速不宜超过4 m/h， 该条件有利 于水体中的硝酸盐彻底反硝化， 避免亚硝酸盐积累。 2 在冬天低水温进行反硝化脱氮时， 连续砂滤 池的进水水温、 溶解氧浓度、 硝酸盐浓度以及连续砂 滤池的滤速和外加的甲醇碳源投加量， 是影响反硝化 菌培养和脱氮效果的主要因素。 3 采用连续砂滤池进行反硝化脱氮， 在冬天水 温降低到11. 7 ℃时， 反硝化菌培养时间达到24 d; 稳 定运行后， 在滤速为 4 m/h 时， 总氮去除量超过 15 mg/L， 容积负荷为 0. 6 kg/ m3 d ， 最佳的甲醇碳 源投加比为 2. 8 ～ 3. 2 mg/mg; 生物除磷量为 0. 2 ～ 0. 3 mg/L，氨氮去除量达到 2 ～4 mg/L; 连续砂滤池 出水 COD、 SS 浓度都可达到一级 A 排放标准。 下转第 26 页 05 环境工程 Environmental Engineering 呈正相关关系。 4 4 种草本植物锌积累总量与植物生物量呈正 相关性， 其中地上和地下部分锌的总累计量最大是黑 麦草， 1 741. 90 μg。从植物对锌总累积量角度， 黑麦 草为最佳实验植物。锌主要积累在 4 种草本植物的 根系中， 其地上与地下部分的锌含量比值均小于 1。 表明锌不易从根系向茎叶转移， 不利于通过收割植物 去除锌。 从植物对锌污染物总累积量角度， 黑麦草为最佳 实验植物。但从去除率角度考虑， 早熟禾为最佳实验 植物。在构建植物滞留系统的过程中， 可以针对城市 非点源污染的来源和特征及植物的景观要求等， 并结 合锌污染物去除率和锌在植物体内的累积量， 交替种 植早熟禾和黑麦草从而提高植物滞留系统去锌能力 且有利于延长系统寿命。 参考文献 ［1］申丽勤，车伍，李海燕，等． 我国城市道路雨水径流污染状况 及控制措施［J］． 中国给水排水， 2009， 25 4 23- 28. ［2］贺缠生，傅博杰，陈利顶． 非点源污染的管理及控制［J］． 环 境科学， 1998， 19 5 87- 91. ［3］Sansalone，Buchberger S G． Partitioning and first of metal in urban roadwaystormwater ［J］ ．JournalofEnvironmental Engineering， 1997， 123 2 134- 143. ［4］Drapper D，Tomlinson Ｒ，Williams P． Pollutant concentration in road runoffsoutheast queensland case study［J］ ．Journal of Environmental Engineering， 2000， 126 4 313- 320. ［5］Davis A，Hunt W，Traver Ｒ，et al．Bioretention technology overview of current practice and future needs［J］．Journal of Environmental Engineering， 2009， 135 3 109- 117. ［6］Dietz M E． Low impact development practicesA review of current research and recommendations for future directions［J］． Water Air and Soil Pollution， 2007， 186 351- 363. ［7］魏树和． 根际圈在污染土壤修复中的作用与机理分析［J］． 应 用生态学报， 2003， 14 1 143- 147. ［8］Ouyang Y． Modeling plant uptake and contaminant transport in the soil- plant- atmosphere continuum［J］． Journal of Hydrology， 2002， 266 1/2 66- 82. ［9］骆永明． 金属污染土壤的植物修复［J］． 土壤，1999，31 5 261- 265. ［ 10］项长兴，陈章龙． 南京栖霞山铅锌矿区土壤环境质量评价 ［J］． 土壤， 1993， 25 6 319- 323. ［ 11］徐晓燕，杨肖娥，杨玉爱． 锌从农业土壤向人类食物链的迁移 ［J］． 广东微量元素科学， 1996， 3 7 21- 29. ［ 12］蒋先军，骆永明，赵其国． 重金属污染土壤的植物修复研究Ⅲ． 金属富集植物 Brassica juncea 对锌镉的吸收和积累［J］． 土壤学 报， 2002， 39 5 664- 670. ［ 13］谢正苗． 土壤中锌的化学平衡［J］． 环境科学进展，1996， 4 5 13- 30. ［ 14］Moffat A S． Plants proving their worth in toxic metal cleanup［J］． Science， 1995， 269 302- 303. ［ 15］Sun Xueli，Allen P D． Heavy metal fates in laboratory bioretention systems［J］． Chemosphere， 2007， 66 1601- 1609. ［ 16］美英，杨晓华，郭亚男，等． 植物滞留系统中草本植物对磷的 去除效果研究［J］． 环境工程， 2013， 31 2 27- 30. 第一作者 美英 1979 － ， 女， 讲师， 主要从事城市非点源污染研究。 hanmy79163． com 通讯作者 杨晓华 1966 － ， 女， 教授。 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 Xiaohuayang bnu． edu． cn 上接第 50 页 参考文献 ［1］孙锦宜． 含氮废水处理技术与应用［M］ ． 北京 化学工业出版 社， 2003 213- 214. ［2］Kramer J P，Wouters J W．Continuous sand Filtration Design Features and Applications［ Ｒ］ ． PAQUES， 2008 23- 24. ［3］李飞， 李艳芬， 梁飞， 等． 活性砂技术在污水深度处理中的应用 探讨［J］． 能源研究与管理， 2012 4 78- 80. ［4］卫东， 张劲， 王恩让， 等． 连续流砂滤池在污水处理厂改造工程 中的应用［J］． 市政技术， 2013， 31 3 117- 120. ［5］娄金生， 谢水波， 何少华． 生物脱氮除磷原理与应用［ M］． 长沙 国防科技大学出版社， 2002 82- 83. ［6］傅金祥， 蔡仲秋， 周东旭， 等． 啤酒废水同步脱氮除磷工艺启动 研究［J］． 环境工程， 2012， 30 1 4- 7． ［7］孙逊， 卢玮， 张鑫， 等． 混凝沉淀/连续砂滤/NaClO 工艺用于污 水厂改造［J］． 中国给水排水， 2012， 28 15 92- 94. ［8］荣宏伟， 彭永臻， 张朝升． 低碳城市污水反硝化除磷试验［J］． 环境工程， 2008， 26 1 11- 13. ［9］阎宁， 金雪标， 张俊清． 甲醇与葡萄糖为碳源在反硝化过程中的 比较［J］． 上海师范大学学报． 自然科学版， 2002， 31 3 41- 44. ［ 10］Akunnk J C，Bizeau C，Moletta Ｒ． Nitrate and nitrite reductions with anaerobic sludge using various carbon sourcesglucose， glycerol，acetic acid，lactic acid and methanol ［J］．Water Ｒesearch， 1993， 27 8 1303- 1312. ［ 11］徐亚同． 不同碳源对生物反硝化的影响［J］． 环境科学， 1994， 15 2 29- 32. ［ 12］殷芳芳， 王淑莹， 昂雪野， 等． 碳源类型对低温条件下生物反硝 化的影响［J］． 环境科学， 2009， 30 1 108- 113． 第一作者 谭明 1977 － ， 男， 硕士， 主要从事高浓度有机废水处理、 市 政污水提标改造、 餐厨垃圾处理、 污水处理厂委托运行管理等方面技 术研究和业务。tanm220126． com 62 环境工程 Environmental Engineering