磺酸鹽廢水

⑴ 氨基磺酸鹽鍍鎳廢水怎麼處理

可採取下圖方式處理：

樓主可以根據實際情況略作修改！

⑵ 十二烷基磺酸鈉性質是什麼，在廢水中怎麼去除

工業廢水去除氨氮的主要方法有：物理法、化學法、生物法。物理法含反滲透、蒸餾、土壤灌溉等處理技術；化學法含離子交換、氨吹脫、折點加氯、焚燒、化學沉澱、催化裂解、電滲析、電化學等處理技術；生物法含藻類養殖、生物硝化、固定化生物技術等處理技術。目前比較實用的方法有：折點加氯法、選擇性離子交換法、氨吹脫法、生物法以及化學沉澱法。具體方法如下： 折點氯化法去除氨氮：折點氯化法是將氯氣或次氯酸鈉通入廢水中將廢水中的NH3-N氧化成N2的化學脫氮工藝。當氯氣通入廢水中達到某一點時水中游離氯含量最低，氨的濃度降為零。當氯氣通入量超過該點時，水中的游離氯就會增多。因此該點稱為折點，該狀態下的氯化稱為折點氯化。處理氨氮廢水所需的實際氯氣量取決於溫度、pH值及氨氮濃度。氧化每克氨氮需要9～10mg氯氣。pH值在6～7時為最佳反應區間，接觸時間為0.5～2小時。折點加氯法處理後的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫進行反氯化，以去除水中殘留的氯。氯化法的處理率達90%～100%，處理效果穩定，不受水溫影響，在寒冷地區此法特別有吸引力。投資較少，但運行費用高，副產物氯胺和氯化有機物會造成二次污染，氯化法只適用於處理低濃度氨氮廢水。 選擇性離子交換化去除氨氮：離子交換是指在固體顆粒和液體的界面上發生的離子交換過程。離子交換法選用對NH4+離子有很強選擇性的沸石作為交換樹脂，從而達到去除氨氮的目的。沸石具有對非離子氨的吸附作用和與離子氨的離子交換作用，它是一類硅質的陽離子交換劑，成本低，對NH4+有很強的選擇性。該工藝具有較高的氨氮去除率和穩定性，能成功地去除原水和二級出水中的氨氮。離子交換法具有工藝簡單、投資省去除率高的特點，適用於中低濃度的氨氮廢水（＜500mg/L），對於高濃度的氨氮廢水會因樹脂再生頻繁而造成操作困難。但再生液為高濃度氨氮廢水，仍需進一步處理。 空氣吹脫法與汽提法去除氨氮：空氣吹脫法是將廢水與氣體接觸，將氨氮從液相轉移到氣相的方法。該方法適宜用於高濃度氨氮廢水的處理。該方法比較適合處理高濃度氨氮廢水，但吹脫效率影響因子多，不容易控制，特別是溫度影響比較大，在北方寒冷季節效率會大大降低，現在許多吹脫裝置考慮到經濟性，沒有回收氨，直接排放到大氣中，造成大氣污染。汽提法是用蒸汽將廢水中的游離氨轉變為氨氣逸出，處理機理與吹脫法一樣是一個傳質過程，即在高pH值時，使廢水與氣體密切接觸，從而降低廢水中氨濃度的過程。吹脫和汽提法處理廢水後所逸出的氨氣可進行回收：用硫酸吸收作為肥料使用；冷凝為1%的氨溶液。生物法去除氨氮：生物法去除氨氮是在指廢水中的氨氮在各種微生物的作用下，通過硝化和反硝化等一系列反應，最終形成氮氣，從而達到去除氨氮的目的。生物法脫氮的工藝有很多種，但是機理基本相同。都需要經過硝化和反硝化兩個階段。生物脫氮法可去除多種含氮化合物，總氮去除率可達70%～95%，二次污染小且比較經濟，因此在國內外運用最多。其缺點是佔地面積大，低溫時效率低。常見的生物脫氮流程可以分為3類：多級污泥系統、單級污泥系統、生物膜系統。 化學沉澱法去除氨氮：化學沉澱法是根據廢水中污染物的性質，必要時投加某種化工原料，在一定的工藝條件下（溫度、催化劑、pH值、壓力、攪拌條件、反應時間、配料比例等等）進行化學反應，使廢水中污染物生成溶解度很小的沉澱物或聚合物，或者生成不溶於水的氣體產物，從而使廢水凈化，或者達到一定的去除率。利用化學沉澱法，可使廢水中氨氮作為肥料得以回收。

⑶ 廢水處理中常用的有機高分子絮凝劑有哪些

無機絮凝劑按金屬鹽可分為鋁鹽系及鐵鹽系兩大類；鋁鹽以硫酸鋁、氯化鋁為主，鐵鹽以硫酸鐵、氯化鐵為主。後來在傳統的鋁鹽和鐵鹽的基礎上發展合成出聚合硫酸鋁、聚合硫酸鐵等新型的水處理劑，它的出現不僅降低了處理成本，而且提高了功效。這類絮凝劑中存在多羥基絡離子，以OH-為架橋形成多核絡離子，從而變成了巨大的無機高分子化合物，相對分子質量高達1×105。
無機聚合物絮凝劑之所以比其他無機絮凝劑能力高、絮凝效果好，其根本原因就在於它能提供大量的如上所述的絡合離子，能夠強烈吸附膠體微粒，通過粘附、架橋和交聯作用，從而促使膠體凝聚。同時還發生物理化學變化，中和膠體微粒及懸浮物表面的電荷，降低了Zeta電位，使膠體粒子由原來的相斥變成相吸，破壞了膠團的穩定性，促使膠體微粒相互碰撞，從而形成絮狀混凝沉澱，而且沉澱的表面積可達(200-1000)m2/g，極具吸附能力。
有機高分子絮凝劑出現於20世紀50年代，它們應用前途廣闊，發展非常迅速。已用於給水凈化，水/油體系破乳，含油廢水處理，廢水再資源化及污泥脫水等方面；還可用作油田開發過程的泥漿處理劑，選擇性堵水劑，注水增稠劑，紡織印染過程的柔軟劑，靜電防止劑及通用的殺菌、消毒劑等。
絮凝劑的種類和性質：
有機高分子絮凝劑有天然高分子和合成高分子兩大類。從化學結構上可以分為以下3種類型：
(1)聚胺型-低分子量陽離子型電解質；
(2)季銨型-分子量變化范圍大，並具有較高的陽離子性；
(3)丙烯醯胺的共聚物-分子量較高，可以幾十萬到幾百萬、幾千萬，均以乳狀或粉狀的劑型出售，使用上較不方便，但絮凝性能好。根據含有不同的官能團離解後粒子的帶電情況可以分為陽離子型、陰離子型、非離子型3大類。
有機高分子絮凝劑大分子中可以帶-COO-、-NH-、-SO3、-OH等親水基團，具有鏈狀、環狀等多種結構。因其活性基團多，分子量高，具有用量少，浮渣產量少，絮凝能力強，絮體容易分離，除油及除懸浮物效果好等特點，在處理煉油廢水，其它工業廢水，高懸浮物廢水及固液分離中陽離子型絮凝劑有著廣泛的用途。特別是丙烯醯胺系列有機高分子絮凝劑以其分子量高，絮凝架橋能力強而顯示出在水處理中的優越性。
非離子型有機高分子絮凝劑主要是聚丙烯醯胺。它由丙烯醯胺聚合而得。
陰離子型有機高分子絮凝劑：
(1)陰離子型有機高分子絮凝劑主要有聚丙烯酸、聚丙烯酸鈉、聚丙烯酸鈣以及聚丙烯醯胺的加鹼水解物等聚合物。
(2)丙烯醯胺和苯乙烯磺酸鹽、木質磺酸鹽、丙烯酸、甲基丙烯酸等共聚物。
陽離子型有機高分子絮凝劑：
2.4.1季銨化的聚丙烯醯胺：季銨化的聚丙烯醯胺陽離子均是將-NH2經過羥甲基化和季銨化而得，可以分為聚丙烯醯胺陽離子化和陽離子化丙烯醯胺聚合。
(1)由聚丙烯醯胺季銨化：聚丙烯醯胺(PAM)先與甲醛水溶液反應，醯胺基部分羥甲基化，其次與仲胺反應進行烷胺基化，然後與鹽酸或胺基化試劑反應使叔胺季銨化。
(2)由季銨化的丙烯醯胺聚合：在鹼性條件下，先由丙烯醯胺與甲醛水溶液反應，然後與二甲胺反應，冷卻後加鹽酸季銨化。產物經蒸發濃縮、過濾，得季銨化丙烯醯胺單體。

⑷ 含糖廢水該怎麼處理呢

1.回收利用:一些紙漿廢液中含有木糖類化合物，可用異丙醇或乙醇萃取，或用離子交換樹脂法去除其中的木質素磺酸鹽而得到木糖。所用的樹脂有苯乙烯-二乙烯苯樹脂等。
2.物化及化學處理法：混凝沉降法較難去除水中溶解的單糖化合物，單在製糖工業中常用混凝沉降法去除水中單糖以外的其他物質，處理後做回用，或進一步處理或排放。水溶性多價金屬鹽與PVA可用來處理廢水中的碳水化合物。金屬鹽及PVA用量最好分別為大於0.5mol及0.1g。如2000mg/l的PVA加到由糖廠來的廢水，然後加入0.2mol硫酸銅/molPVA，經沉澱1h後上清液的cod為8mol/l。廢水中的葡萄糖液可用反滲透法處理。含糖廢水還可用活性炭吸附法處理，對於棉子糖、乳糖及糊精，粉狀活性炭對三者均有效，由於糊精分子質量較大，顆粒活性炭對其的吸附效果較差。含葡萄糖的廢水也可用移動床活性炭、氧化鋁等吸附處理，出水的cod可達4mg/l，bod可達1mg/l。化學氧化中，葡萄糖溶液可用濕式氧化法處理。如葡萄糖溶液可在17607-260.0℃、2.3mpa氧壓下進行氧化。葡萄糖的濕式氧化可分為3階段，即誘發階段，快速氧化階段及慢速氧化階段。氧化時事先添加少量的醋酸可以加速氧化反應的進行。廢水中的葡萄糖還可以用化學氧化劑如高鐵酸鉀所氧化。
3.生化處理：含糖廢水可用好氧微生物處理，如向日葵芯水解的廢液中含有阿拉伯糖、鼠李糖、精醛酸以及阿拉伯糖、木糖、甘露醇糖、葡萄糖及鼠李糖組成的低聚糖。上述糖中出阿拉伯糖及其有關的低聚糖外，均可被活性污泥所降解。製糖廢水可用Kollach法處理，即先用厭氧發酵，再對出水進行活性污泥法處理，出水的bod可達35mg/l，且其中可無異臭物質存在。

⑸ 什麼化工產品產生鹼性廢水

普通肥皂是高級脂肪酸的鈉鹽，一般是用油脂在略為過量的燒鹼作用下進行皂化而製得的。

如果直接用脂肪酸作原料，也可以用純鹼來代替燒鹼制肥皂。

印染、紡織工業上，也要用大量鹼液去除棉紗、羊毛等上面的油脂。生產人造纖維也需要燒鹼或純鹼。例如，制粘膠纖維首先要用18～20％燒鹼溶液（或純鹼溶液）去浸漬纖維素，使它成為鹼纖維素，然後將鹼纖維素乾燥、粉碎，再加
最後用稀鹼液把磺酸鹽溶解，便得到粘膠液。再經過濾、抽真空（去氣泡），就可用以抽絲了。

精製石油也要用燒鹼。為了除去石油餾分中的膠質，一般在石油餾分中加濃硫酸以使膠質成為酸渣而析出。經過酸洗後，石油里還含有酚、環烷酸等酸性雜質以及多餘的硫酸，必須用燒鹼溶液洗滌，再經水洗，才能得到精製的石油產品。

在造紙工業中，首先要用化學方法處理，將含有纖維素的原料（如木材）與化學葯劑蒸煮製成紙漿。所謂鹼法制漿就是用燒鹼或純鹼溶液作為蒸煮液來除去原料中的木質素、碳水化合物和樹脂等，並中和其中的有機酸，這樣就把纖維素分離出來。

在冶金工業中，往往要把礦石中的有效成分轉變成可溶性的鈉鹽，以便除去其中不溶性的雜質，因此，常需要加入純鹼（它又是助熔劑），有時也用燒鹼。例如，在鋁的冶煉過程中，所用的冰晶石的制備和鋁土礦的處理，都要用到純鹼和燒鹼。又如冶煉鎢時，也是首先將精礦和純鹼焙燒成可溶的鎢酸鈉後，再經酸析、脫水、還原等過程而製得粉末狀鎢的。

在化學工業中，制金屬鈉、電解水都要用燒鹼。許多無機鹽的生產，特別是制備一些鈉鹽（如硼砂、硅酸鈉、磷酸鈉、重鉻酸鈉、亞硫酸鈉等等）都要用到燒鹼或純鹼。合成染料、葯物以及有機中間體等也要用到燒鹼或純鹼。

⑹ 洗滌廢水怎麼處理簡介

洗滌污水中溶解性COD與BOD含量比較高，對與洗滌污水的處理宜採用A/O生化處理工藝內。A/O生化處理工藝具有以下優點容：
1、污水處理效率高；設備運行費用低；
2、A/O工藝產泥量少，設備內不會發生污泥膨脹。
3、設備採用A/O生物處理工藝流程操作管理比較方便，有機物負荷高。
4、A/O工藝同其他工藝相比設備所需要的反應池池容較小，可節約設備成本。
5、A/O法工藝成熟，污水流程簡單，管理方便，整個污水處理處理設備除過濾器和設備操作室外，其餘主體設備均可埋入地下，設備上方可種植草坪綠化，不佔地表面積。

⑺ 有機酸廢水處理如何處理

有機酸是指一些具有酸性的有機化合物。zui常見的有機物酸是羧酸，其酸性源於羧基(-COOH)。磺酸(-SO3H)、亞磺酸(RSOOH)、硫羧酸(RCOSH)等也屬於有機酸。在日化廢水中含有的有機酸，一般是甲酸、乙酸、長碳鏈脂肪酸、檸檬酸、草酸、芳香族羧酸以及二元酸等。
有機酸廢水處理要注意以下幾點：
（1）蒸餾及蒸發法對於沸點較低的脂肪酸可以採用蒸發法將其回收處理。
（2）吸附和離子交換樹脂法活性炭對有機酸的吸附性能良好，可以用來吸附各種脂肪酸、芳香酸、氨基酸及其取代衍生物。含醋酸和苯酚的食鹽溶液，可以先用活性炭吸附回收，再用NaOH溶液淋洗，精製後的食鹽溶液可以用來生產燒鹼。賴氨酸、甘氨酸、谷氨酸以及丙氨酸可以用鈉型或鈣型的膨潤土進行吸附，起吸附順序依次為：賴氨酸>甘氨酸>谷氨酸>丙氨酸。
（3）萃取法苯可以用來萃取丙酸和丁酸，含10%的脂肪酸廢水可以用等體積的二甲苯在70度下萃取六次，萃取液可用NaOH回收脂肪酸，此法可以用來處理水溶性或水不溶性的脂肪酸。
（4）膜技術用膜技術處理含羧酸的廢水，主要採用的方法是反滲透和電滲析，並以前者使用較多。
（5）沉澱法含芳香酸及其鹽的廢水可以用三價鐵鹽作為沉澱劑，調整pH，然後過濾除去。
（6）氧化法大多數含羧酸類廢水都可以用氧化法進行處理。個別羧酸如氯代苯氧乙酸及其衍生物還可以用還原法進行處理。
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⑻ 造紙廢水處理的難點是什麼，水質有什麼特點

造紙工業耗水戶排放廢水量環境污染相嚴重造紙廢水處理已普遍受各政府企業部門高度重視
紙漿造紙工業各工藝產廢水同處理所同(表1所示)[1]量、復雜、污染甚者精選、漂白等工藝廢水目前處理些廢水採用化沉澱、性污泥、葯浮、氣浮等經些處理廢水往往達嚴格排放標准特別性污泥由於夏季幾月高溫影響性污泥處理效率性污泥廠消化處理造紙廢水芳香族化合物尤困難
近半透膜離介質超濾(uf)、反滲透(ro)、電滲析(ed)等處理紙漿、造紙廢水內外都普遍進行發研究[3]廢水許價值化工產品木質素、木質素磺酸鹽、香蘭素等膜處理程收凈化水用於造紙程十膜處理工廠世界許家造紙工業陸續建立並投入運行表2列丹麥dds公司產膜裝置世界家造紙工業運行部情況[3、4]據報道[4]1980底僅dds公司uf、ro膜用於造紙工業面積已經達約2787m2通uf收副產物(固體計)達15000-20000噸/用水約達454.6m3/由見膜處理造紙廢水種進行深度處理前途新型技術已產驚社效益、環境效益經濟效益

⑼ 廢水中含鈦氰鈷磺酸鹽催化劑pds-600，如何去除

磺化酞菁鈷(酞菁鈷四磺酸鈉鈣鹽)
磺化酞菁鈷是脫除輕質油中硫醇的高效催化劑回
分子結構穩定，不揮發不潮解答。差熱分析熱分解點≥593℃在通常條件下，貯存期不少於三年：經動物毒性試驗證明，安全無毒，對環境不構成任何污染

⑽ 污水處理

污水處理對地下水產生的污染主要是化學和生物污染，其影響的程度主要取決於污水的處理方法、含水層的水文地質和水文地球化學條件。

污水處理中引起地下水污染的做法主要包括用處理後的污水進行灌溉、用污泥施肥、有意或無意的污水入滲、生活污水管的泄漏以及污水對井的地表污染。

致病微生物是被污水污染的地下水對人體產生的最大威脅，Yates等（1993）綜述了細菌和病毒污染對人體健康產生的影響，並對其在地下水中的遷移和最終結局進行了討論。據此，他們認為20世紀80年代美國由飲用水傳染的大約200種疾病中，約1/2是由未處理或消毒不充分的地下水所引起的。

在地下水流系統中，細菌和病毒可存活數月，運移數百米（Yates等，1993）。這兩種微生物都是在低溫下可存活更長的時間，當溫度為8℃時，它們甚至可以無限期地存活。物理性的過濾可阻止細菌的運移，尤其是在細顆粒的土壤中更是如此。但病毒的體積很小，大部分的土壤不能使其含量明顯地減少。吸附是使兩種微生物含量減少的重要作用，Langmuir和Freundlich吸附等溫線均可用來描述地下水運移過程中兩種微生物的吸附作用。

污水的化學污染比生物污染的公認程度更高，污水中的許多污染物（如硝酸根）同時還與其他類型的污染相關。在污水中還含有各種類型的其他大量或微量組分，它們或者對人體健康有影響，或者可用來示蹤污染暈。幾乎所有常見的穩定同位素都可用來研究污水的污染問題。

5.2.3.1 污水處理廠對地下水的污染

污水可使用多種技術進行處理，污水處理的程度可劃分為初級、二級和三級（高級）。初級處理是指通過濾網或沉澱池除去其中的固體，二級處理指的是使用微生物除去廢水中的有機負荷，三級（高級）處理則是指去除廢水中特定化學物質（如硝酸根、磷酸根）的過程。經過二級處理後，廢水就允許排泄到天然水道中，或通過滲床滲入地下，或用來灌溉農田、高爾夫球場及其他的植被。其對地下水的影響就是在這些處置過程中發生的，從廢水中分離出的固體可進一步進行處理，或者在垃圾填埋場中填埋，或者用於施肥以提高土壤肥力，這樣，污泥的淋濾也會對地下水產生影響。

在美國農村地區的小社區，對污水進行二級處理的最常見方法就是氧化池（或污物穩定池）法。氧化池通常由一系列的蓄水池組成，污水依次通過各處理單元時其處理程度逐步加深，氧化池同時使用了好氧和厭氧過程來處理廢水中的 BOD。這種方法與其他方法相比要相對經濟一些，特別適用於土地面積不受限制的地區。Kehew（1984）和Bulger等人（1989）研究了美國北達科他州McVille污水處理場地對地下水的影響，該處理系統的蓄水池建設在可滲透的冰水沉積物上，要使廢水在池中有適宜的停留時間，必須對各處理單元進行襯砌。但三個處理單元只有一個做了襯砌，當廢水水位超過襯砌的處理單元時，它就會向未襯砌的處理單元排泄，這時廢水便會快速地滲透到淺層潛水含水層中。從第二個處理單元開始向下遊方向，地下水中的溶解固體、溶解有機碳、銨、鐵以及其他組分都有升高（圖5-2-9）。在處理單元附近，地下水的實測pE值很低，隨著遠離蓄水池，pE值逐漸升高，這與富含有機污染物的污染暈非常類似。該場地中的一個有趣的現象就是，來自上游一個好氧填埋場的污染暈，似乎與廢物穩定池下部的還原性污染暈發生了混合，從而使還原成了（Bulger等，1989）。

馬薩諸塞州Otis空軍基地由於二級處理廢水通過滲床入滲所引起的地下水污染問題在文獻中報道很多（LeBlane，1984；Barber，1992），該基地的污水處理廠從1936年開始運營，通過它處理廢水被排放到了一個24.5英畝的滲床中，在滲床的下游，形成了一個4000 m長、1000 m寬、30 m深的污染暈。可用多種參數來勾畫污染暈的范圍（圖5-2-10），但硼是最有用的一種參數，這是因為硼是一種保守性組分，在運移過程中不怎麼發生化學反應，而且在背景地下水中不存在。硼之所以在污染暈中出現，是因為在洗衣粉中過硼酸鈉被用作為了漂白劑。在地下水中，硼是以原硼酸（B（OH）₃）的形式存在的，它之所以沒有發生離解是因為污染暈的pH值要遠低於原硼酸的pK_a值。污染暈還可用電導率、氯濃度以及其他參數來勾畫。在二級處理廢水中DOC的含量大大減小，同時，大於背景值（2～5 mg/L）的DOC足以在污染暈中形成缺氧（反硝化作用）的條件。向下遊方向，污染暈與含氧補給水的混合可導致銨的硝化，盡管地下水中的濃度一般低於5 mg/L。處理後的廢水中，磷的濃度通常也相對較高，它在地下水中通常是以正磷酸根的形式存在的。由於磷酸根易於被含水層介質所吸附，或以低溶解度的磷酸鐵或磷酸鋁的形式沉澱，因此在污染暈中，磷酸根常常被強烈阻滯。

圖5-2-9 McVille污水處理場地中溶解有機碳的分布

Otis空軍基地污染暈的一個有趣現象是其含有來自家用洗潔劑中的化合物，根據測試這些物質所採用試劑的名稱（Methylene Blue Active Substances-亞甲藍活性物質），其在地下水中的含量通常用MBAS來表示。這些化合物一般由陰離子型表面活性劑組成，它們在地下水中的遷移性很強。洗潔劑在美國的使用大約始於1946年，1953年它們的使用量超過了肥皂。1964年之前，洗潔劑中最常用的表面活性劑是烷基苯磺酸鹽（ABS），它基本上是不可生物降解的。1964年，它開始被較易生物降解的表面活性劑——線性烷基磺酸鹽（LAS）所代替。MBAS在污染暈中的分布保存了洗潔劑使用的這一歷史，MBAS的最大濃度出現在污染暈的最前端（圖5-2-11），這些較高的濃度范圍反映了ABS的存在，而接近污染源的較低的濃度表明了污染暈中的LAS通過生物降解作用被去除了。

在污染暈中還檢測到了多種類型的其他合成揮發性和半揮發性化合物，它們均來源於家用洗潔劑及其他各種類型的產品，其中含量最大的是三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE），它們在污染暈中的濃度已超過限制界限（Barber，1992）。

圖5-2-10 馬薩諸塞州Otis空軍基地硼在地下水垂直剖面中的分布（1978.5～1979.5）

5.2.3.2 化糞池系統

在北美缺乏下水道的大部分地區，化糞池系統是廢物處置的首選方法。據估計，美國三分之一的廢水是通過化糞池系統處理的。在該系統中，廢水在一個水池中通過沉澱作用與固體廢物分離，然後被排放到多孔排泄瓦筒中，進而釋放到濾床，在這里，廢水很快地滲入了土壤。另一種方法是在表層土壤中垂直安裝多孔下水管，用以代替濾床。化糞池系統的原理是，通過土壤的過濾，可除去廢水中的污染物。很遺憾的是，很多化糞池系統都在淺層潛水中形成了污染暈，它可對附近的水井和地表水體產生影響。

對化糞池系統污染暈水文地球化學過程的研究是近年來研究工作的一個焦點（Harman等，1996；Robertson等，1991，1998；Tinker，1991；Aravena and Robertson，1998；Robertson，1995；Robertson and Cherry，1995），其中最受關注的污染組分是硝酸根和磷酸根。硝酸根有時可導致嬰兒發生致命性的疾病——高鐵血紅蛋白症，這主要是由於嬰兒血攜氧能力的減弱而造成的。硝酸根也是水體富營養化的養分元素，地下水則是這些水體的補給源。磷酸根雖然比硝酸根的遷移能力弱，它也是水體富營養化的主要誘因之一。致病微生物的遷移也是可滲透性含水層值得關注的問題。

Harman等（1996）研究了加拿大安大略省一個學校的化糞池系統，該系統位於一個淺層潛水含水層之中。在化糞池中，廢水是一種強還原性的溶液，具有很高的DOC，其中的氮主要以銨的形式存在。它在從濾床向地下水面運動的過程中發生了很大的變化，氧化過程使得DOC減少了90%，銨則全部轉化成了硝酸根。污染暈中硝酸根的濃度表示在圖5-2-12中，有機碳的氧化形成了CO₂，當含水層中沒有碳酸鹽礦物時，這將使地下水的pH值降低。當含水層中存在碳酸鹽礦物時，它們將發生溶解，對水溶液的pH值產生緩沖作用，使污染暈中Ca²⁺、Mg²⁺的濃度增大。

圖5-2-11 1983年Otis空軍基地地下水中MBAS的平面（a）和剖面（b）分布

Robertson等（1998）對比了安大略省各種水文地球化學環境下，10個化糞池系統污染暈中磷酸根的遷移能力。其中，—P平均濃度的變化范圍為0.03～4.9 mg/L，污染暈的延伸長度從1 m變化到70 m。這與此前人們的一般認識是矛盾的，通常認為磷酸根被強烈地吸附到了含水層固體表面上，對地下水不構成威脅。但這一觀測結果表明磷酸根在地下水中的遷移可成為一個重要的問題，尤其當小型湖泊周圍的住宅中具有獨立化糞池系統時更是如此。Robertson等得出結論認為，磷酸根在包氣帶中通過礦物的沉澱作用發生了衰減，這些礦物主要是藍鐵礦（Fe₃（PO₄）₂· 8H₂O）、紅 磷 鐵 礦（FePO₄·2H₂O）及磷鋁石（AlPO₄· 2H₂O）。水中磷酸根的平衡濃度受到了pH值的控制，在低pH值條件下的非鈣質含水層中，磷酸根的濃度受礦物溶解度的控制而保持在一個很低的水平上.在中等pH值條件下（這主要是由於含水層中含有碳酸鹽礦物而引起的），磷酸根的濃度可以很高。廢水一旦到達潛水面，尤其是當含水層中的金屬氧化物具有表面正電荷時，磷酸根含量的減少則主要是由含水層固體的吸附作用所控制的。由於吸附和沉澱作用的影響，磷酸根的遷移速度約為地下水的流速的二十分之一。氮、碳、氧、硫的穩定同位素在示蹤化糞池系統污染暈及相關的地球化學轉化作用中是非常有用的（Aravena等，1993；Aravena and Robertson，1998）。

圖5-2-12 一個化糞池系統污染暈中心線處硝酸根濃度等值線剖面圖

對化糞池系統致病細菌和病毒污染危害的評估，目前所作的研究工作還相對較少（Bitton and Gerba，1984；Bales等，1995；Canter and Knox，1985；Yates，1985）。很多微生物的分析和檢測都比較困難且昂貴，當前所進行的研究工作主要集中在確定指示性微生物的遷移特徵上，它能夠間接地表明相應致病微生物的潛在遷移特性。大腸桿菌常被用作為指示性細菌，人類的腸道病毒以及大腸桿菌噬菌體（一種能夠感染腸道大腸桿菌的病毒）常被用作為指示性病毒。

DeBorde等（1998）在研究美國蒙大拿州一個中學的化糞池系統時，闡述了其微生物的運移情況。該研究包括了對化糞池及污染暈中人類腸道病毒和大腸桿菌噬菌體的監測，以及在含水層中注入大腸桿菌噬菌體。雖然人類腸道病毒在化糞池和含水層中很少被檢測到，但在觀測孔中卻一直能夠檢測到大腸桿菌噬菌體。盡管含水層具有強烈的吸附作用，但在距注水井30 m之外的觀測孔中仍檢測到了細菌。由於含水層性質的變化多種多樣，因此對所有條件下致病微生物遷移的准確預測幾乎是不可能的。

5.2.3.3 污水灌溉

來自污水處理廠的污水及污泥經常被用來灌溉或施肥，這種處理方法對地下水化學成分的影響與化糞池系統是類似的，但其在含水層中的影響范圍要更大一些。用污水及污泥灌溉或施肥時對環境影響最大的污染物是硝酸根。如果場地下部具有好氧包氣帶，廢物中的有機氮或銨將被氧化為硝酸根。在飽水帶中，只要保持氧化性條件，硝酸根在遷移過程中將不發生任何轉化作用。Spalding等（1993）研究了內布拉斯加州的一個場地，在這里，一塊玉米田使用污泥進行施肥，從而在其下遊方向形成了一個很大的硝酸根污染暈（圖5-2-13）。濃度大於10 mg/L的的范圍在地下水位之下延伸了大約15 m，盡管一細粒沉積物透鏡體阻止了其進一步下滲。氮同位素分析證實氮的來源是動物排泄物。

地下水化學成分的其他變化是由於廢物中的DOC引起的，若大量的DOC到達了潛水面，地下水中將發生氧的消耗作用。在以色列，人們在一塊用廢水灌溉的耕地之下達30 m深的含水層中發現了厭氧過程的存在（Ronen等，1987），在這種條件下，有機碳通過包氣帶的遷移過程將長達15年。在前述內布拉斯加州的場地中，DOC在含水層深部引起了反硝化作用發生。地下水中其他主要離子的濃度也隨著硝酸根和DOC含量的增大而增加。污泥中金屬的含量一般很大，但吸附和沉澱作用通常限制了它們在地下水中的遷移。

圖5-2-13 使用污泥施肥形成的硝酸根污染暈