污水处理ebpr系统

1. [高温度工业废水强化生物除磷工艺研究] 除磷工艺

高温度工业废水强化生物除磷工艺研究 强化生物除磷(EBPR)是目前应用最为广泛的生物除磷工艺. 该工艺利用聚磷菌(PAO)在厌氧条件下将储存于体内的聚磷酸盐(Poly-P)水解获取能量, 用以吸收水中的挥发性脂肪酸(VFA), 并以聚羟基烷酸酯(PHAs)的形式储存在细胞内; 在好氧条件下PAO 以储存于细胞内的PHAs 作为碳源和能源, 吸收水中的磷并将其合成为Poly-P 进行细胞增殖, 最终通过排除富磷污泥达到污水除磷的目的. 在EBPR 系统中, 还存在与PAO 代谢机制相知岩似的聚糖菌(GAO), 在厌氧条件下GAO 与PAO 竞争基质(VFA), 但在好氧条件下并不摄取磷, 因此, 如何提高PAO 的活性和强化其与GAO 对基质的竞争能力是保证EBPR 工艺稳定运行的重要内容. 有研究表明, 影响EBPR 系统稳定运行的因素主要有碳源、pH 、温度、DO 等, 其中, 温度的影响一直存在争议. 一般认为, 当温度低于20℃时, 有利于PAO 的竞争, 从而提升EBPR 系统的性能; 当温度高于20℃时, GAO 占据竞争优势, 导致污泥中PAO 的份额逐渐减少, 除磷效率逐渐降低, 甚至EBPR 系统的崩溃. 然而, 最新的研究表明, EBPR系统在高温条件下仍可高效除磷. Freitas等在SBR 中采用短期循环(厌氧20 min, 好氧10 min, 静置1 min) 实现了30℃高温条件下EBPR 的稳定运行. Winkler等利用PAO 颗粒污泥与GAO 颗粒污泥密度的差异, 通过排除污泥床上部密度较小的GAO, 在USB 反应器内富集可以适应高温的PAO, 在30℃条件下实现了较好的除磷效果. Ong 等研究表明, 在28~32℃的条件下, 长期运行的EBPR 反应器可以实现95%的磷的去除率, qPCR 检测结果表明污泥中的PAO 为Accumulibacter 的亚种Clade IIF. 但是目前关于温度对EBPR 系统中PAO 的活性以及与GAO 关于基质的竞争能力的影响尚无定论, 因此需要开展相同试验条件下不同温度对PAO 与GAO 之间的竞争影响研究, 尤其是高温条件下对其竞争过程的具体研究显得更加重要.

为了更好地理解高温厅搜条件下EBPR 系统中PAOHT 的活性及基质竞争的影响, 本研究以实验室中30℃高温条件下长期运行的具有较好除磷功能的SBR 反应器中的污泥为对象, 结合FISH 技术, 探讨15~30℃(基于南方全搭伏御年污水温度范围约为10~30℃) 温度条件下高温聚磷菌(PAOHT)的释磷、吸磷以及乙酸吸收速率, 以期为温度变化幅度较大的地区和接收较高温度工业废水的生物除磷系统的稳定运行提供依据.

1 材料与方法1.1 污泥来源

试验污泥取自实验室30℃高温条件下长期运行(430 d)的SBR 反应器[15].该反应器采用A/O方式运行, 每天6个周期, 每个周期为4 h, 其中, 进水7 min, 厌氧1 h, 好氧2 h, 沉淀40 min, 排水10 min, 闲置3 min. 控制水力停留时间(HRT)为8 h, 污泥停留时间(SRT)为8 d. 反应器温度一直维持在30℃. 进水COD(乙酸) 浓度为300 mg ·L-1, 磷(PO43--P)浓度10 mg·L-1, 而出水磷(PO43--P)始终小于0.1 mg·L-1, 磷的去除率高达99%以上. 反应器中的悬浮固体(SS)和挥发性悬浮固体(VSS)浓度分别稳定在2.36 g ·L-1和1.63 g ·L-1, 运行高效稳定.

1.2 活性污泥释磷吸磷速率测定

活性污泥释磷吸磷速率测定采用间歇试验法. 试验装置见图 1.试验开始前, 先采用经脱氧处理的自来水对污泥进行陶洗, 然后将其倒入反应瓶中, 加入配制好的基质溶液(与SBR 反应器进水水质保持一致), 反应瓶底部置有磁力转子保证完全混合状态, 反应过程中

的温度利用水浴槽进行控制. 在厌氧阶段, 通入氮气隔绝空气, 确保反应瓶处于厌氧状态; 在好氧阶段, 以60 L·h-1的速率通入空气, 保证混合液中的溶解氧(DO)大于2 mg·L-1. 在不同反应时间点取样, 测定相应的磷及乙酸浓度, 试验结束时测定混合液的SS 和VSS, 用于计算厌氧释磷速率[以P/VSS计, mg·(g·h)-1, 下同]、好氧吸磷速率[以P/VSS计, mg ·(g·h)-1, 下同]和乙酸吸收速率[以HAc/VSS计, mg·(g·h)-1, 下同].

1. 氮气瓶; 2. 曝气机; 3. 进水管; 4. 取样管; 5. 排气管; 6. 磁力搅拌器; 7. 转子; 8. 反应瓶;

9. 温度计; 10.水浴槽

图 1 间歇试验装置示意

1.3 分析方法

磷(PO43--P)采用钼锑抗分光光度法; 悬浮固体(SS)和挥发性悬浮固体(VSS)采用重量法; 化学需氧量(COD)采用重铬酸钾法; pH采用玻璃电极法. 挥发性脂肪酸(VFAs)采用气相色谱法(型号：安捷伦6890N), 检测器为氢火焰离子(FID)检测器, 色谱柱型号为DB-FFAP.

1.4 FISH分析方法

样品预处理：取好氧末污泥混合液离去上清液, 加入1 mL 的1×PBS 缓冲溶液重悬, 重复操作两次后, 加入1 mL的4%的多聚甲醛溶液重悬, 置于4℃条件下固定2 h, 然后离去上清液, 加入1×PBS 缓冲溶液离心, 重复3次, 以洗去多余的多聚甲醛溶液, 分别加入0.5 mL的1×PBS 缓冲溶液和无水乙醇, 摇匀置于-20℃下保存.

脱水和杂交：将涂好的载玻片放置于培养箱中干燥, 干燥好的载玻片依次放于75%、95%、100%的乙醇溶液中脱水3 min, 取出后风干. 将事先配好的杂交缓冲液和探针使用液以体积比8：1的比例混合, 避光, 涂于载玻片的样品上, 将载玻片迅速移回到杂交管中, 于46℃条件下杂交2~4 h, 杂交完成后取出载玻片进行洗脱处理并立即风干封片.

样品观测及分析方法：采用激光共聚焦显微镜(德国莱卡SP8) 观察样品和图像采集, 用Image-ProPlus 6.0软件对所采集的图像进行统计分析, 从而确定样品中PAO 、GAO 和EUB 所占比例.

有关荧光探针和杂交的详细操作参见文献.

2 结果与讨论2.1 试验污泥的活性

图 2为试验污泥在30℃下的活性测定结果. 该污泥在厌氧段的最大释磷速率为239.46 mg ·(g·h)-1, 好氧段的最大吸磷速率为79.90 mg·(g·h)-1, 厌氧段的乙酸吸收速率为357.47 mg·(g·h)-1, 对应的吸收单位乙酸释磷量(ΔP/ΔHAc) 为0.628. 说明该污泥中的聚磷菌在高温下具有较好的释磷、吸磷以及对基质的吸收能力.

图 2 试验污泥30℃时厌氧释磷、乙酸吸收及好氧吸磷的变化

Brdjanovic 等关于温度对生物除磷的影响性研究表明, 在30℃时其污泥最大释磷速率为68 mg ·(g·h)-1, 好氧最大吸磷速率为57 mg ·(g·h)-1, 乙酸吸收速率为180 mg ·(g·h)-1, ΔP/ΔHAc 为0.376. 相较之下, 本研究的试验污泥在30℃高温条件下运行长达一年多, 有更好的释磷和吸磷能力, 属于已经适应高温的PAO, ΔP/ΔHAc 的值达到了0.628, 即每吸收1 mol 的乙酸, 释放0.628 mol 的磷, 这也就进一步表明了PAO 为试验污泥中的优势菌群, 且具有更强的基质竞争能力.

2.2 试验污泥中聚磷菌及其份额

图 3为利用目前普遍采用的PAOMIX 探针对试验活性污泥的FISH 检测结果. 从中可见, 试验污泥中的聚磷菌属于Accumulibacter. He 等采用宏基因分析对12个具有除磷功能的城市污水处理厂污泥种群结构进行测定, 结果表明Accumulibacter 下存在5个亚种, 分别为clade Ⅰ、ⅡA 、ⅡB 、ⅡC 和ⅡD, 不同的污水处理厂由于水质和运行条件不同存在着不同种属的PAO. Ong等[14]研究了高温条件下(28~32℃) 以乙酸为基质的EBPR 系统除磷效率, 结果表明, 即使温度高达32℃, EBPR仍获得了较好的处理效果, 利用qPCR 技术分析得出, 污泥中聚磷菌的优势菌属为Accumulibacter 的亚种clade IIF.而Peterson 等发现

Accumulibacter 的不同亚种具有不同的生态生理学特性. 由此说明本系统出现的适应高温的聚磷菌为Accumulibacter 的亚种.

图 3 试验活性污泥中微生物的群落结构

2. 微生物在污水处理中的应用论文我邮箱是[email protected]谢谢

微生物在污水处理中的应用
摘要：本文主要阐述了各种微生物在不同种类污水中的应用，以及它们不同的应用机理。
关键词：微生物 生活污水 工业污水 农业污水 重金属 农药
1.世界水资源现状
环境保护是我国的基本国策。世界经济发展的实践证明，为实现经济的持续稳定的发展，必须解决好发展与环境保护的矛盾。
全球水资源状况迅速恶化，“水危机”日趋严重。据水文地理学家的估算，地球上的水资源总量约为13．8亿立方公里，其中97．5％是海水（13．45亿立方公里）。淡水只占2．5％，其中绝大部分为极地冰雪冰川和地下水，适宜人类享用的仅为0．01％．
20世纪50年代以后，全球人口急剧增长，工业发展迅速。一方面，人类对水资源的需求以惊人的速度扩大；另一方面，日益严重的水污染蚕食大量可供消费的水资源。本届世界水论坛提供的联合国水资源世界评估报告显示，全世界每天约有200吨垃圾倒进河流、湖泊和小溪，每升废水会污染8升淡水；所有流经亚洲城市的河流均被污染；美国40％的水资源流域被加工食品废料、金属、肥料和杀虫剂污染；欧洲55条河流中仅有5条水质差强人意。
20世纪，世界人口增加了两倍，而人类用水增加了5倍。世界上许多国家正面临水资源危机：12亿人用水短缺，30亿人缺乏用水卫生设施，每年有300万到400万人死于和水有关的疾病。到2025年，水危机将蔓延到48个国家，35亿人为水所困。水资源危机带来的生态系统恶化和生物多样性破坏，也将严重威胁人类生存。
水资源危机既阻碍世界可持续发展，也威胁着世界和平。过去50年中，由水引发的冲突共507起，其中37起有暴力性质，21起演变为军事冲突。专家警告说，随着水资源日益紧缺，水的争夺战将愈演愈烈。
2.污水处理方法分类
2.1物理法
利用物理作用分离废水中呈悬浮状态的污染物质。主要有沉淀法，过滤法，离心分离法，吸附法等。
2.2化学法
利用化学反应原理及方法来分离，回收废水中的污染物，或改变污染物的性质，使它从有害变为无害的处理法。主要有化学凝聚法，中和法，氧化还原法，离子交换法。
2.3生物法
主要利用微生物的生命活动过程，对废水中的污染物质进行转移和转化的作用，从而是污水得到净化的方法。
2.4.微生物简介
微生物是肉眼看不见或看不清的生物的总称。包括原核生物（细菌，放线菌和蓝细菌），真核生物（真菌和微型藻类），非细胞生物（病毒类）。微生物具有体积小、表面积大、繁殖力惊人等特点，能不断与周围环境快速进行物质交换。污水具备微生物生长繁殖的条件，因而微生物能从污水中获取养分，同时降解和利用有害物质，从而使污水得到净化。因此微生物可在污水净化和治理中得到广泛应用，造福人类。
微生物能降解和转化污染物主要是因为微生物具有以下几个特点：个体微小，比表面积大，代谢速率快；种类繁多，分布广泛，代谢类型多样；具有多种降解酶；繁殖快，易变异，适应性强；共代谢作用等。
3.原理
利用微生物处理污水实际就是通过微生物的新陈代谢活动,将污水中的有机物分解,从而达到净化污水的目的.微生物能从污水中摄取糖，蛋白质，脂肪，淀粉及其它低分子化合物。微生物新陈代谢类型有需氧型和厌氧型两种,因此,净化方法分为好氧净化和厌氧净化.
3.1.好氧净化
氧存在条件下，许多好氧微生物通过分解代谢、合成代谢和物质矿物化，在把有机物氧化分解成CO2和H2O等过程中，获寻C源、N源、P源、S和能量。污水的微生物好氧净化就是模拟上述原理，把微生物置于一定的构筑物内通气培养，高效率净化污水的方法。
3.2厌氧净化
微生物在严格厌氧条件下，有机物发酵或消化过程中，大部分有机物被解生成H2、CO2、H2S和CH4等气体。污水的生物厌氧净化就是根据污水经厌氧发酵后既到净化，又获得了生物能源CH4的原理。微物细胞能量转移的电子受体，由好氧条件下分子氧改变为厌氧条件下的有机物。在厌氧件下，不溶于水而难分解的大分子有机污物，被微生物的胞外酶降解为可溶性物质，再由产甲烷厌氧细菌和产氢细菌降解成低分子有酸类和醇类、并放出H2和CO2；有机酸类和类经产甲烷菌降解成H2、CO2和CH4。甲烷菌还可利用H2还原CO2，形成CH4。
微生物净化过程：
Ⅰ.有机污染物的浓度由高变低
Ⅱ.异养细菌迅速氧化分解有机污染物而大量繁殖，然后是以细菌为食料的原生动物出现数量高峰，再后是由于有机物矿化，利于藻类的生长，而出现藻类的生长高峰。
Ⅲ.溶解氧浓度随着有机物被微生物氧化分解而大量消耗，很快降到最低点，随后，由于有机物的无机化和藻类的光合作用及其他好氧微生物数量的下降，溶解氧又恢复到原来水平。
这样，在离开污染源相当的距离之后，水中的微生物数量，有机物，无机物的含量，也都下降到最低点。于是，水体恢复到原来的状态。
微生物处理优点：微生物具有来源广，易培养，繁殖快，对环境适应性强，易变异的特征在生产上较容易的采集菌种进行培养繁殖，并在特定条件下进行驯化，使之适应不同的水质条件，从而通过微生物的新陈代谢使有机物无机化。加之微生物的生存条件温和，新陈代谢时不需要高温高压，它是不需要投加催化剂的.生物法具有废水处理量大、处理范围广、运行费用相对较低,所要投入的人力，物力比其他方法要少的多。在污水生物处理的人工生态系统中，物质的迁移转化效率之高是任何天然的或农业生态系统所不能比拟的。
4.污水处理中重要的微生物种群
4．1 丝状细菌
丝状细菌(Filamentous bacteria)能显著影响絮状活性污泥的沉降性(污泥膨胀)或引起生物量变化和泡沫形成(污泥发泡)，从而严重影响活性污泥的处理效率．传统上，丝状细菌是通过光学显微镜学进行分析鉴定的，如革兰氏和Neisser染色反应、典型的形态学特征等．但应用full—cycle rRNA技术发现，传统形态学鉴定方法不能发现污水厂活性污泥中的许多丝状细菌 。
系统发生树部分提供了丝状菌的系统发生亲缘关系，但有些丝状类型如Eikelboom 1863或Nostocoidalimicola等则是放置在完全无关的类群中．现在利用rRNA目标寡聚核苷酸探针能迅速地鉴定大多数丝状菌，证明在活性污泥中有些丝状菌呈现多态性现象．Kanagawa等(2000)从活性污泥中分离出15种丝状菌，根据形态被分类为Eikelboom 21 N，利用16S rDNA序列分析表明都同变形杆菌亚纲的Thiothrix丝状菌形成单系群(monophyletic group).Thiothrix丝状菌在污水中通常表现出生理多能性，在异养、兼性营养和化能自养情况下，它们都能同标记的乙酸盐或碳酸氢盐结合。在厌氧状况下(无论有无硝酸盐)，Thiothrix丝状菌都很活跃，它通过吸收硫代硫酸盐和乙酸盐来形成胞内硫粒。
利用丝状菌的FISH探针，Mircothrix parvicella被发现有特殊的脂消费，在厌氧情况下专门吸收长链脂肪酸(而不是短链脂肪酸和葡萄糖)，随后当硝酸盐或氧可用作电子受体时它们则使用贮存完成生长．不过，在厌氧情况下，M.parvicella不能吸收磷，不适合那些有除磷要求的生物反应器．利用FISH技术对丝状菌进行系统分类发现，大多数未描述的丝状菌属于绿色非硫细菌(Chloroflexi)，也可能是污水生物处理系统中丰度最高的丝状菌。Liao等(2004)发展一种定量FISH，对实验室和污水厂反应器中的丝状菌进行了研究，以增加Sphaerotilus natans的方式来刺激污泥膨胀，结果发现是Eikelboom 1851菌丛(而不是试验的S．natans菌)同活性污泥容积指数(volume index)极度相关，其可延伸的菌丝长度约为6×10。la,m／mL。
4．2 生物除磷的重要细菌
生物除磷可以在EBPR的微生物途径中由完成，该过程通过循环活性污泥进行交替的厌氧、需氧为特征。基于微生物的纯培养技术，变形杆菌纲г亚纲的不动杆菌属(Acinetobacter)长期被认为是唯一的PAO(Polyphosphate—accumulating organism)．但实际上，虽然不动杆菌能积累多聚磷酸盐，却没有PAO的典型代谢方式．Wanger等(1994)用rRNA目的探针测试后认为，主要的PAO应该为口亚纲中的Rhoclocyclus群，其次为 亚纲中的Planctomycete群及屈挠杆菌属(Flexibacter)、CFB群(Cytophaga—Flavobacterium—Bacteroides)等．利用萤光抗体染色、呼吸醌检测和属特异探针的FISH等非培养方法，证明在EBPR系统中，由于培养偏差显然高估了不动杆菌的相对丰度，表明其对EBPR系统实际上不是最重要的，而另外一些分离出的细菌才是PAO的候选者。不过，有7个Acinembacter新种从活性污泥中分离到，可望进一步阐释该属在脱磷中扮演的角色和意义。
积磷小月菌(Microlunatus phosphovorus)是一个高G+C含量的革兰氏阳性菌，被认为是专性好氧菌，可以通过EMP途径发酵葡萄糖为乙酸，而不能够在厌氧情况下生长．有明显吸收葡萄糖、分泌乙酸的转化，导致胞内乙酸积累；产生的乙酸在随后的好氧阶段消耗掉．phosphovorus表现出卓越的吸收和释放磷的能力，磷释放率和吸收率可分别高达3．34 mmol g／cell•h和1．56 mmol g／cell•h，比Lampropedia spp．和Acinetobacterspp．要高1个数量级，特异探针证明其在EB—PR工厂里可占总细菌的2．7％。
俊片菌属(Lampropedia)也拥有聚磷菌的基本代谢特征，但比EBPR模型预言的吸收乙酸盐释放磷酸盐的比率要低很多．那些被建议名为“Candidatus Ac—cumulibacter phosphates”已被证实显著存在于EBPR系统中．Saunders等(2003) 在对6个运行污水厂进行了检测后认为，很可能“无关紧要”的“CandidatusAccumulibacter phosphates”正是重要的PAO．另外还有显微镜原位观察显示，酵母菌很可能涉及在生物除磷中，许多“聚磷菌”很可能是酵母菌的孢子，但其作用机理显然还需要进一步探讨．
4．3 硝化细菌
氮循环是高度依赖微生物活性和转化的一个过程．这类微生物在污水处理、农业等领域具有极其重要的作用，因此成为近年来世界研究的热点，变形杆菌的β亚纲几乎已经成为微生物生态学的模式系统 ．Kindaichi等(2004)对自养硝化生物膜进行了FISH分析表明，膜上有50％属于硝化细菌，其余50％为异养细菌，分布为变形杆菌α亚纲23％ ，г亚纲13％ ，绿色非硫细菌9％ ，CFB群2％，未定类群3％．该结果表明，硝化细菌通过可溶性产物的产生支持了异养菌，异养菌也从代谢多样性等方面确保了生物膜的生态稳定性 ．从培养角度来说，硝化细菌生长极慢；由于硝化细菌的分布同pH、温度等敏感，所以污水厂的硝化作用常有崩溃的情况发生．
4．3．1 氨氧化茵
基于16S rDNA序列分析，已经分离和描述过的氨氧化细菌都分属于变形杆菌纲的2个单系群中．Ni-trosococcusoceanus和N．halophilus属于Proteobacteria的β亚纲，包括亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌属(Nitrosospira)、亚硝化弧菌属(Nitrosovibrio)和亚硝化叶菌属(Nitrosolobus)，后3个属关系密切；而Nitrosococcus mobilis(实际是Nitrosomonas的一个成员)则在β亚纲组成紧密相关的集合．
4．3．2 亚硝酸氧化茵
基于超微特性，已培养出的亚硝酸氧化菌(Nitrite．oxidizing bacteria，NOB)被分为4个已知属，硝化杆菌属(Nitrobacter)，硝化刺菌属(Nitrospina)，硝化球菌属(Nitrococcus)和硝化螺菌属(Nhrospira)．16S rDNA序列比较分析表明，硝化杆菌属及其3个种都属于变形杆菌的α一亚纲；Nitrospina和Nitrococcus各有一个种，分属于变形杆菌的δ和г一亚纲；Nitrospira属包含有moscoviensis和Ⅳ．rrtarin．在传统上，Nitrobacter一直被认为是最重要的亚硝酸盐氧化菌．然而，在硝化污水厂内用目的探针的FISH法和定量斑点杂交(Quantitative dot blot)等发现，检测不到Nitrobacter或者数目很低，因此凸现了非Nitrobacter的NOB在硝化过程中的重要性．Egli等(2003)用不同污泥接种反应器，利用定量FISH和RFLP(Restriction fragment length polymorphism)方法对稳定的硝化作用反应器进行检测，发现有活性的都属于Nitrospira属 J．以Nitrospira序列发展的特定16S rRNA探针，对活性污泥进行FISH查后表明，未培养的类硝化螺菌(Nitrospira—like)以显著性数目(总菌数的9％)存在，其对亚硝酸盐氧化的重要性已由反应器富集研究所证实．Nhrospira能固定CO：，也能利用丙酮酸混合营养生长，而不利用乙酸盐、丁酸盐和丙酸盐。
4．4 反硝化细菌
反硝化细菌(Denitrifying bacteria)的大多数鉴定和计数都是依赖培养法．很多属的成员，如产碱杆菌属(Alcaligenes)、假单胞菌属(Pseudomonas)、甲基杆菌属(Methylobacteriurn)，副球菌属(Paracoccus)和生丝微菌属(Hyphornicrobiurrt)等，都从污水厂中作为脱氮微生物群分离出来过，但这些细菌属在污水厂中是否具有原位脱氮的活性却很少被知道．在一个补充以甲醇作为还原碳化物的脱氮沙滤中，使用特异FISH探针监测到有大量数目的P．spp和H．spp；而在没有附加甲醇的非脱氮沙滤中，两属存在的数目都低于总细胞0．1％ ，这间接证明了在脱氮过程中有两属的活性参与。
5．水污染物的类型及处理
5.1生活污水
生活污水是一大污染源。生活污水中含有大量的无机物，有机物。无机物如氯化物，硫酸盐，磷酸盐和钠，钾，钙，铁等碳酸盐，有机物有纤维素，淀粉，脂肪，蛋白质和尿素等。排放入环境中促使浮游植物生长和大量繁殖，形成赤潮和水华。
生活污水的处理主要是其中有机物的分解，其主要方法有活性污泥法、生物膜法、AB法。
5.1.1活性污泥法
活性污泥法是以活性污泥为主体的废水生物处理的主要方法。活性污泥法是向废水中连续通入空气，经一定时间后因好氧性微生物繁殖而形成的污泥状絮凝物。其上栖息着以菌胶团为主的微生物群，具有很强的吸附与氧化有机物的能力。
5.1.2生物膜法
生物膜法是利用附着生长于某些固体物表面的微生物（即生物膜）进行有机污水处理的方法。生物膜是由高度密集的好氧菌、厌氧菌、兼性菌、真菌、原生动物以及藻类等组成的生态系统，其附着的固体介质称为滤料或载体。生物膜自滤料向外可分为庆气层、好气层、附着水层、运动水层。生物膜法的原理是，生物膜首先吸附附着水层有机物，由好气层的好气菌将其分解，再进入厌气层进行厌气分解，流动水层则将老化的生物膜冲掉以生长新的生物膜，如此往复以达到净化污水的目的。生物膜法具有以下特点：（1）对水量、水质、水温变动适应性强；（2）处理效果好并具良好硝化功能；（3）污泥量小（约为活性污泥法的3／4）且易于固液分离；（4）动力费用省。
5.1.3AB法
AB法工艺由德国B0HUKE教授首先开发。该工艺将曝气池分为高低负荷两段，各有独立的沉淀和污泥回流系统。高负荷段A段停留时间约20－40分钟，以生物絮凝吸附作用为主，同时发生不完会氧化反应，生物主要为短世代的细菌群落，去除BOD达50％以上。B段与常规活性污泥相似，负荷较低，泥龄较长。
5.2工业废水
工业废水是水体污染的主要污染源。包括钢铁工业废水，食品工业废水，印刷废水，化工废水等。随着工业化的发展，含有重金属离子的废水产生量越来越多。重金属离子已成为最重要、最常见的污染物之一。由于重金属在生物体内的富集、吸收与转化，从而通过食物链危害人体健康。如致癌、致畸等，故而处理重金属污染刻不容缓。
微生物处理技术在生活污水处理中的应用已经非常成熟并且全面普及，但是在工业污水的处理中还存在着一定的技术问题。相对于生活污水来说，工业污水的成份要复杂的多，大多数工业污水的COD值都相当高，可生化性差，这就给微生物处理带来了相当大的难度，有些工业污水甚至还有很高的氨氮指标，增加了微生物处理的难度。但是微生物技术的许多优势注定了它将是工业污水治理的一个方面，而且目前已经有很多行业的工业污水开始采用微生物处理技术并且得到了稳定的运行数据。
这里主要讲述关于污水中重金属的处理。目前可用的微生物法有生物吸附法、硫酸盐还原菌净化法和利用微生物的转化作用去除重金属。
5.2.1生物吸附法
生物吸附是利用生物量（如发酵工业的剩余菌体）通过物理化学机制，将金属吸附或通过细胞吸收并浓缩环境中的重金属离子，由于重金属具有毒性，如果浓度太高，活的微生物细胞就会被杀死。所以，必须控制控制被处理水的重金属浓度。
例如陈小霞等人用小球藻富集铬离子，研究表明小球藻富集铬离子的机制主要表现是表面吸附和主动运输。在生长期和稳定期小球藻富集的铬以有机铬存在，而在衰亡期，小球藻富集的铬以无机铬存在。
利用工业发酵后剩余的芽孢杆菌菌体或酵母菌吸附重金属，具体做法是首先用碱处理菌体，以便增加其吸附重金属的能力。然后通过化学交联法固定这些细胞，固定化的芽孢杆菌对重金属的吸附没有选择性（微生物在结合无机污染物上表现出选择性，多于大多数合成的化学吸附剂，微生物对金属的吸附和累积主要取决于不同配位体结合部位对对金属的选择性）。可以去除废水中的Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 去除率可达99%。吸附在细胞上的重金属可以用硫酸洗脱，然后用化学方法回收重金属，经过碱处理后的固定化细胞还可以重新用于吸附重金属。
5.2.2硫酸盐还原菌净化法
脱硫弧菌属硫酸盐还原菌是厌氧化能细菌，它最大的特征就是在无自由氧的条件下，在有机质存在时通过还原硫酸根变成硫化氢，从中获得生长能量而大量繁殖;它繁殖的结果是使溶解度很大的硫酸盐变成了极难溶解的硫化物或硫化氢。这类细菌分布广泛，海洋、湖泊、河流及陆地上都能存在。在没有自由氧而有硫酸盐及有机物存在的地方它就能生长繁殖，其生长温度为25~35摄氏度，PH值为6.2~7.5.该细菌的作用可将废水中的硫酸根变成硫化氢，使废水中浓度较高的重金属Cu、Pb、Zn等转变为硫化物而沉淀，从而使废水中的重金属离子得以去除。
5.2.3利用微生物的转化作用去除重金属
微生物可以通过氧化作用、还原作用、甲基化作用和去烷基化作用对重金属和重金属类化合物进行转化。
细菌胞外的荚膜或粘膜层可产生多种胞外多聚体，胞外多聚体能够吸附自然条件下或废水处理设施中的重金属。其主要成分是多糖、蛋白质和核酸。
真菌的细胞壁内含几丁质，这和N----乙酰葡糖胺多聚体是一种有效的金属于放射性核素结合的生物吸附剂。经过氢氧化物处理的各类真菌暴露出来的几丁质、脱乙酰壳多糖和其他金属结合的配位体，形成菌丝层，可以有效的去除废水中的重金属。
六价铬具有强烈的毒性，其毒性是三价铬的100倍，而且能在人体内沉淀。由于六价铬很容易通过胞膜进入细胞，然后在细胞质、线粒体和细胞核中被还原为三价铬，三价格在细胞内与蛋白质结合为稳定的物质并且和核酸相作用，而细胞外的三价铬是不能参透细胞的，细菌利用细胞中的NADH作为还原剂，在厌氧或好氧的状态下，将六价铬还原为三价铬。如阴沟肠杆菌能抗10000µmol/l铬酸盐，在厌氧的条件下能使六价铬还原为三价铬，三价铬可以通过沉淀反应与水分离而被去除。
5.3农业废水
它面广而量大且分散。农田使用农药，化学农药主要是人工合成的生物外源性物质，很多农药本身对人类及其他生物是有毒的，而且很多类型是不易生物降解的顽固性化合物。农药残留很难降解，人们在使用农药防止病虫草害的同时，也使粮食、蔬菜、瓜果等农药残留超标，污染严重，同时给非靶生物带来伤害，每年造成的农药中毒事件及职业性中毒病例不断增加。同时，农药厂排出的污水和施入农田的农药等也对环境造成严重的污染，破坏了生态平衡，影响了农业的可持续发展，威胁着人类的身心健康。农药不合理的大量使用给人类及生态环境造成了越来越严重的不良后果，农药的污染问题已成为全球关注的热点。因此，加强农药的生物降解研究、解决农药对环境及食物的污染问题，是人类当前迫切需要解决的课题之一。
5.3.1 农业生产上主要使用的农药类型
当前农业上使用的主要有机化合物农药如表1所示。其中，有些已经禁止使用，如六六六、滴滴涕等有机氯农药，还有一些正在逐步停止使用，如有机磷类中的甲胺磷等。
表1 农业生产中常用农药种类简表

类 型 农 药 品 种

有机磷：敌百虫、甲胺磷、敌敌畏、乙酰甲胺磷、对硫磷、双硫磷、乐果等

杀虫剂 有机氮：西维因、速灭威、巴沙、杀虫脒等
有机氯：六六六、滴滴涕、毒杀芬等

杀螨剂 螨净、杀螨特、三氯杀螨砜、螨卵酯、氯杀、敌螨丹等

除草剂 2，4－D、敌稗、灭草灵、阿特拉津、草甘膦、毒草胺等

杀菌剂 甲基硫化砷、福美双、灭菌丹、敌克松、克瘟散、稻瘟净、多菌灵、叶枯净等
生长调节剂 矮壮素、健壮素、增产灵、赤霉素、缩节胺等
人们发现，在自然生态系统中存在着大量的、代谢类型各异的、具有很强适应能力的和能利用各种人工合成有机农药为碳源、氮源和能源生长的微生物，它们可以通过各种谢途径把有机农药完全矿化或降解成无毒的其他成分，为人类去除农药污染和净化生态环境提供必要的条件。
5.3.2 降解农药的微生物类群
土壤中的微生物，包括细菌、真菌、放线菌和藻类等，它们中有一些具有农药降解功能的种类。细菌由于其生化上的多种适应能力和容易诱发突变菌株，从而在农药降解中占有主要地位。一在土壤、污水及高温堆肥体系中，对农药分解起主要作用的是细菌类，这与农药类型、微生物降解农药的能力和环境条件等有关，如在高温堆肥体系当中，由于高温阶段体系内部温度较高（大于50 ℃），存活的主要是耐高温细菌，而此阶段也是农药降解最快的时期。通过微生物的作用，把环境中的有机污染物转化为CO2和H2O等无毒无害或毒性较小的其他物质。通过许多科研工作者的努力，已经分离得到了大量的可降解农药的微生物（见表2）。不同的微生物类群降解农药的机理、途径和过程可能不同，下面简要介绍一下农药的微生物降解机理。
5.3.3 微生物降解农药的机理
目前，对于微生物降解农药的研究主要集中于细菌上，因此对于细菌代谢农药的机理研究得比较清楚。
表2 常见农药的降解微生物
农 药 降 解 微 生 物
甲胺磷 芽孢杆菌、曲霉、青霉、假单胞杆菌、瓶型酵母
阿特拉津（AT） 烟曲霉、焦曲霉、葡枝根霉、串珠镰刀菌、粉红色镰刀菌、尖孢镰刀菌、斜卧镰刀菌、微紫青霉、皱褶青霉、平滑青霉、白腐真菌、菌根真菌、假单胞菌、红球菌、诺卡氏菌
幼脲3号 真菌
敌杀死 产碱杆菌
2，4－D 假单胞菌、无色杆菌、节杆菌、棒状杆菌、黄杆菌、生孢食纤维菌属、链霉菌属、曲霉菌、诺卡氏菌、
DDT 无色杆菌、气杆菌、芽孢杆菌、梭状芽孢杆菌、埃希氏菌、假单胞菌、变形杆菌、链球菌、无色杆菌、黄单胞菌、欧文氏菌、巴斯德梭菌、根癌土壤杆菌、产气气杆菌、镰孢霉菌、诺卡氏菌、绿色木霉等
丙体六六六 白腐真菌、梭状芽孢杆菌、埃希氏菌、大肠杆菌、生孢梭菌等
对硫磷 大肠杆菌、芽孢杆菌
七 氯 芽孢杆菌、镰孢霉菌、小单孢菌、诺卡氏菌、曲霉菌、根霉菌、链球菌
敌百虫 曲霉菌、镰孢霉菌
敌敌畏 假单胞菌
狄氏剂 芽孢杆菌、假单胞菌
艾氏剂 镰孢霉菌、青霉菌
乐 果 假单胞菌
2,4,5-T 无色杆菌、枝动杆菌
细菌降解农药的本质是酶促反应，即化合物通过一定的方式进入细菌体内，然后在各种酶的作用下，经过一系列的生理生化反应，最终将农药完全降解或分解成分子量较小的无毒或毒性较小的化合物的过程。如莠去津作为假单胞菌ADP菌株的唯一碳源，有3种酶参与了降解莠去津的前几步反应。第一种酶是A tzA，催化莠去津水解脱氯的反应，得到无毒的羟基莠去津，此酶是莠去津生物降解的关键酶；第二种酶是A tzB，催化羟基莠去津脱氯氨基反应，产生N－异丙基氰尿酰胺；第三种酶是A tzC，催化N－异丙基氰尿酰胺生成氰尿酸和异丙胺。最终莠去津被降解为CO2和NH3。微生物所产生的酶系，有的是组成酶系，如门多萨假单胞菌DR－8对甲单脒农药的降解代谢，产生的酶主要分布于细胞壁和细胞膜组分；有的是诱导酶系，如王永杰等得到的有机磷农药广谱活性降解菌所产生的降解酶等。由于降解酶往往比产生该类酶的微生物菌体更能忍受异常环境条件，酶的降解效率远高于微生物本身，特别是对低浓度的农药，人们想利用降解酶作为净化农药污染的有效手段。但是，降解酶在土壤中容易受非生物变性、土壤吸附等作用而失活，难以长时间保持降解活性，而且酶在土壤中的移动性差，这都限制了降解酶在实际中的应用。现在许多试验已经证明，编码合成这些酶系的基因多数在质粒上，如2，4－D的生物降解，即由质粒携带的基因所控制。通过质粒上的基因与染色体上的基因的共同作用，在微生物体内把农药降解。因此，利用分子生物学技术，可以人工构建“工程菌”来更好地实现人类利用微生物降解农药的愿望。

3. 污水处理中侧流比是什么意思

侧流工艺是一种专门的工艺名称。通俗理解就是一种液体分离系统。在常规工艺里添加一个有足够停留时间的停留池。然后上清液和下层浓缩液分别用不同的方法进行处理，然后再汇合后进入下个操作单元，就是常规的测流工艺

4. 几种国内外最新污水处理技术

一、连续循环曝气系统(CCAS)
二、SPR高浊度污水处理技术
三、BIOLAK污水处理技术
四、EWP高效污水净化器在造纸污水治理的应用
五、高效垂直流人工湿地系统水质净化技术

5. 含磷废水中的磷包括几种形式怎么处理

含磷废水形式
磷通常以低浓度磷酸盐形式存在于废水中，包括有机磷酸盐、无机磷酸盐（主要是正磷酸盐）和聚磷酸盐，其中以正磷酸盐和聚磷酸盐为主要形态。当然，废水来源不同，各种形式的磷含量也不同。由于废水瞎亏镇中的磷多以正磷酸盐和聚磷酸盐形式存在。因此难以生化处理，传统的混凝沉淀处理工艺出水水质远达不到国家排放标准要求。
含磷废水处理方法
1、化学法
化学法除磷的原理是将化学药剂投加到含磷废水中，试剂与废水中的磷酸根离子发生化学反应，生成不溶解性磷酸盐沉淀，通过过滤，去除磷酸盐沉淀，从而达到除磷的目的。化学试剂主要是二价或者三价金属离子。兰吉奎和曾雪梅曾报道使用钙盐处理含磷废水，去除率可达90.0%以上。谢经良等研究了不同形态的铁盐，通过实验和研究发现，聚合态和凝胶态的铁不如离子态的铁除磷效果好。张萌使用强化铁盐除磷工艺处理高浓度含磷废水，进水磷浓度为93.30mg/L，去除率达到97.02%。
铝盐与磷酸根离子生成磷酸铝沉淀，通过吸附作用可去除去污水空歼中的磷。孙连伟等对氯化铝除磷进行了探究，结果表明三磨粗价铝离子和磷酸根离子是等摩尔反应，因此药剂的投加量与原水TP浓度有关，pH为6.0时去除效率最高。
在含磷废水中投加铵盐、镁盐是目前国内常用的处理方法。铵盐、镁盐与废水中的磷酸盐反应生成难溶的复盐磷酸铵镁，又名鸟粪石。张玉生等研究了鸟粪石法回收磷，实验研究明，当pH控制在9.3，氮、磷物质的量比控制在4.0，镁、磷物质的量比控制在1.1时，除磷效果最好。周庄古镇地埋式污水处理厂采用化学除磷工艺，在出水总磷含量小于1mg/L的情况下，处理成本为0.645元/m3。
2、生物法
生物除磷主要由一类统称为聚磷菌的微生物完成，由于聚磷菌能在厌氧状态下同化发酵产物，使得聚磷菌在生物除磷系统中具备竞争的优势。在厌氧状态下(没有溶解氧和硝态氮存在)，兼性菌将溶解性有机物转化成挥发性脂肪酸;聚磷菌把细胞内聚磷水解为正酸盐，并从中获得能量，吸收污水中易降解的COD，同化成细胞内碳能源存贮物聚β-羟基丁酸或β-羟基戊酸等。在好氧或缺氧条件下，聚磷菌以分子氧或化合态氧作为电子受体，氧化代谢内贮物质PHB或PHV等，并产生能量，过量地从污水中摄取磷酸盐，能量以高能物质ATP的形式存贮，其中一部分转化为聚磷，作为能量贮于胞内，通过剩余污泥的排放实现高效生物除磷目的。
生物法除磷的主要工艺有Phostrip侧流生物除磷工艺、厌氧-好氧(AO)生物除磷工艺、厌氧-缺氧-好氧(AAO)生物脱氮除磷工艺、氧化沟工艺、序批式反应器(SBR)工艺、反硝化除磷工艺等。陈洪波实验表明，当进水磷浓度2~10mg/L时，SBR单级好氧生物除磷工艺去除率保持在90%以上。王然登等对强化生物除磷系统(EBPR)研究发现，除了聚磷菌(PAOs)对磷有去除作用外，细菌的胞外聚合物(EPS)对磷也有一定的去除效果。
生物法的优点是：
(1)成本低，微生物通过自身新陈代谢进行更新换代;
(2)产泥量少。生物法除磷是利用聚磷菌的生理需求从水中摄取可溶性磷酸盐，在体内合成多聚磷酸盐，慢慢地累积成高磷污泥;
(3)除磷范围广，在生化除磷中，除了可以将正磷酸盐直接利用外，还可以使其它磷转化为正磷。但是微生物对周围生活环境要求比较苛刻，对水质变化敏感。
日本滋贺县湖南中部净化中心，先后采用厌氧-好氧(AO)、厌氧-缺氧-好氧(AAO)生物脱氮除磷工艺和分段进水多级缺氧-好氧/反硝化(SMAO)3种深度处理工艺，均得到较好的处理效果。
3、吸附法
吸附法除磷的原理是某些多孔或大比表面积的固体物质对水中磷酸根离子具有吸附亲和力，通过吸附亲和力去除废水中的磷。
磷吸附剂的选择要求满足以下条件：
(1)高吸附容量;
(2)高选择性;
(3)吸附速度快;
(4)抗其他离子干扰能力强;
(5)无有害物溶出;
(6)吸附剂再生容易、性能稳定;
(7)原料易得并造价低。

6. 彭永臻的主要成就

⒈“十一五”国家科技支撑计划重点项目--SBR工艺城市污水处理厂节能降耗关键技术
⒉ “十一五” 重大科技专项课题--景观河湖水环境管理与水体补水保障研究；
⒊国家“十一五” 重大科技专项课题--污水厂尾水作为城市河湖景观补水的深度脱氮除磷技术；
⒋ 国家“863计划”项目--活性污泥微膨胀节能理论与方法及中试研究。
⒌ 北京市教委科研基地--科技创新平台项目---污水脱氮除磷新理论与新工艺及节能降耗关键技术
⒍北京市自然科学基金重点项目（8091001）--城市垃圾渗滤液生物处理及短程生脊姿物脱氮新技术
⒎ 北京市高校人才强教深化计划高层次人才资助项目--污水脱氮除磷新理论与新工艺及节能降耗关键技术
⒏ 国家自然科学基金---海外青年学者合作研究基金项目--聚磷菌和聚糖菌在强化生物除磷系统中竞争机理与控制；
⒐ 新加坡环境与水工业协会创新发展项目--低溶解氧污泥微膨胀节能理论与方法研究。
⒑ 新加坡环境与水工业发展协会项目--CSBR过程控制及强化脱氮除磷研究。 彭永臻（主编）、崔福明野羡义编著，《给水排水工程计算机程序设计》，中国建筑工业出版社（1996）;
彭永臻参编，《环境工程手册》--水污染控制卷，高等教育出版社出版（1996）；
崔福义，彭永臻，《给水排水工程仪表与控制》，中国建筑工业出版社（1999）；
彭永臻主审，《水质工程实验技术》，黑激拍龙江教育出版社（2000);
彭永臻（主编）、崔福义编著，《给水排水工程计算机应用》，中国建筑工业出版社（2002），；
李军、杨秀山、彭永臻，《微生物与水处理工程》，化学工业出版社（2002）；
王淑莹、高春娣，《环境导论》，中国建筑工业出版社（2004）（主审）
高景峰、彭永臻 译，《污水处理系统的建模、诊断和控制》，化学工业出版社（2005）；
祝贵兵、彭永臻 译，《生物除磷的设计与运行手册》，中国建筑工业出版社（2005）；
李圭白、张杰、彭永臻、崔福义等，《水质工程学》，中国建筑工业出版社（2005）；
彭永臻参编，《新英汉给水排水辞典》（许保玖等主编），中国建筑工业出版社，2005年。
崔福义、彭永臻、南军编著，《给水排水工程仪表与控制》，中国建筑工业出版社（2006）；
马勇，彭永臻著，《城市污水处理系统的运行与过程控制》，科学出版社，2007年。
马勇，彭永臻译著，《污水处理系统的仪表、控制和自动化》，中国建筑工业出版社，2007年
王晓莲，彭永臻著，《A2O法污水生物脱氮除磷处理技术与应用》，科学出版社，2009年。
吴昌永，王然登，彭永臻著，《污水处理颗粒污泥技术原理与应用》，中国建筑工业出版社，2011年
《SBR法污水生物脱氮除磷及过程控制》，科学出版社，2011年，彭永臻著
1.G. B. Zhu, S. Y. Wang, W. D. Wang, Y. Wang, L. L. Zhou, B. Jiang, H. J. M. Op den Camp, N. Risgaard-Petersen, L. Schwark, Y. Z. Peng, M. M. Hefting, M. S. M. Jetten,C. Q. Yin.Hotspots of anaerobic ammonium oxidation at land-freshwater interfaces.Nature Geoscience,2013,6(2):103-107.
2.D. W. Gao, Y. Z. Peng,W. M. Wu.Kinetic Model for Biological Nitrogen Removal Using Shortcut Nitrification-Denitrification Process in Sequencing Batch Reactor.Environmental Science & Technology,2010,44(13):5015-5021.
3.S. Y. Wang, G. B. Zhu, Y. Z. Peng, M. S. M. Jetten,C. Q. Yin.Anammox Bacterial Abundance, Activity, and Contribution in Riparian Sediments of the Pearl River Estuary.Environmental Science & Technology,2012,46(16):8834-8842.
4.Q. Yang, X. H. Liu, C. Y. Peng, S. Y. Wang, H. W. Sun,Y. Z. Peng.N2O Proction ring Nitrogen Removal via Nitrite from Domestic Wastewater: Main Sources and Control Method.Environmental Science & Technology,2009,43(24):9400-9406.
5.Q. Yang, Y. Z. Peng, X. H. Liu, W. Zeng, T. Mino,H. Satoh.Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities.Environmental Science & Technology,2007,41(23):8159-8164.
6.X. Li, Y. Peng, N. Ren, B. Li, T. Chai,L. Zhang.Effect of temperature on short chain fatty acids (SCFAs) accumulation and microbiological transformation in sludge alkaline fermentation with Ca(OH)(2) adjustment. Water Research,2014,61(34-45.
7.S. J. Ge, Y. Z. Peng, S. Qiu, A. Zhu,N. Q. Ren.Complete nitrogen removal from municipal wastewater via partial nitrification by appropriately alternating anoxic/aerobic conditions in a continuous plug-flow step feed process.Water Research,2014,55(95-105.
8.J. H. Guo, Y. Z. Peng, Z. W. Wang, Z. G. Yuan, X. Yang,S. Y. Wang.Control filamentous bulking caused by chlorine-resistant Type 021N bacteria through adding a biocide CTAB.Water Research,2012,46(19):6531-6542.
9.Y. Ma, Y. Z. Peng, S. Y. Wang, Z. G. Yuan,X. L. Wang.Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant.Water Research,2009,43(3):563-572.
10.Y. Z. Peng, S. J. Zhang, W. Zeng, S. W. Zheng, T. Mino,H. Satoh.Organic removal by denitritation and methanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachate.Water Research,2008,42(4-5):883-892.
11.C. Y. Wu, Y. Z. Peng, S. Y. Wang,Y. Ma.Enhanced biological phosphorus removal by granular sludge: From macro- to micro-scale.Water Research,2010,44(3):807-814.
12.Y. Z. Chen, C. Y. Peng, J. H. Wang, L. Ye, L. C. Zhang,Y. Z. Peng.Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/anoxic/oxic (A(2)/O)-biological aerated filter (BAF) system.Bioresource Technology,2011,102(10):5722-5727.
13.D. W. Gao, Y. Z. Peng, B. Li,H. Liang.Shortcut nitrification-denitrification by real-time control strategies.Bioresource Technology,2009,100(7):2298-2300.
14.S. J. Ge, Y. Z. Peng, S. Y. Wang, J. H. Guo, B. Ma, L. A. Zhang,X. Cao.Enhanced nutrient removal in a modified step feed process treating municipal wastewater with different inflow distribution ratios and nutrient ratios.Bioresource Technology,2010,101(23):9012-9019.
15.J. H. Guo, Y. Z. Peng, C. Y. Peng, S. Y. Wang, Y. Chen, H. J. Huang,Z. R. Sun.Energy saving achieved by limited filamentous bulking sludge under low dissolved oxygen.Bioresource Technology,2010,101(4):1120-1126.
16.J. H. Guo, Y. Z. Peng, S. Y. Wang, Y. A. Zheng, H. J. Huang,Z. W. Wang.Long-term effect of dissolved oxygen on partial nitrification performance and microbial community structure.Bioresource Technology,2009,100(11):2796-2802.
17.W. G. Jie, Y. Z. Peng, N. Q. Ren,B. K. Li.Utilization of alkali-tolerant stains in fermentation of excess sludge.Bioresource Technology,2014,157(52-59.
18.Y. Z. Peng,S. J. Ge.Enhanced nutrient removal in three types of step feeding process from municipal wastewater.Bioresource Technology,2011,102(11):6405-6413.
19.Y. Z. Peng, L. Zhang, S. J. Zhang, Y. P. Gan,C. C. Wu.Enhanced nitrogen removal from sludge dewatering liquor by simultaneous primary sludge fermentation and nitrate rection in batch and continuous reactors.Bioresource Technology,2012,104(144-149.
20.Y. Y. Wang, Y. Z. Peng,T. Stephenson.Effect of influent nutrient ratios and hydraulic retention time (HRT) on simultaneous phosphorus and nitrogen removal in a two-sludge sequencing batch reactor process.Bioresource Technology,2009,100(14):3506-3512.
21.X. Yang, Y. Z. Peng, N. Q. Ren, J. H. Guo, X. X. Tang,J. C. Song.Nutrient removal performance and microbial community structure in an EBPR system under the limited filamentous bulking state.Bioresource Technology,2013,144(86-93.
22.J. H. Guo, Y. Z. Peng, S. Y. Wang, B. Ma, S. J. Ge, Z. W. Wang, H. J. Huang, J. R. Zhang,L. Zhang.Pathways and Organisms Involved in Ammonia Oxidation and Nitrous Oxide Emission.Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2013,43(21):2213-2296.
23.J. F. Gao, Q. Zhang, K. Su, R. N. Chen,Y. Z. Peng.Biosorption of Acid Yellow 17 from aqueous solution by non-living aerobic granular sludge.Journal of Hazardous Materials,2010,174(1-3):215-225.
24.Y. K. Gong, Y. Z. Peng, Q. Yang, W. M. Wu,S. Y. Wang.Formation of nitrous oxide in a gradient of oxygenation and nitrogen loading rate ring denitrification of nitrite and nitrate.Journal of Hazardous Materials,2012,227(453-460.
25.J. H. Guo, Y. Z. Peng, H. J. Huang, S. Y. Wang, S. J. Ge, J. R. Zhang,Z. W. Wang.Short- and long-term effects of temperature on partial nitrification in a sequencing batch reactor treating domestic wastewater.Journal of Hazardous Materials,2010,179(1-3):471-479.
26.J. Ma, Q. Yang, S. Y. Wang, L. Wang, A. Takigawa,Y. Z. Peng.Effect of free nitrous acid as inhibitors on nitrate rection by a biological nutrient removal sludge.Journal of Hazardous Materials,2010,175(1-3):518-523.
27.Y. Z. Peng, J. H. Guo, H. Horn, X. Yang,S. Y. Wang.Achieving nitrite accumulation in a continuous system treating low-strength domestic wastewater: switchover from batch start-up to continuous operation with process control.Applied Microbiology and Biotechnology,2012,94(2):517-526.
28.Y. Z. Peng,G. B. Zhu.Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway.Applied Microbiology and Biotechnology,2006,73(1):15-26.
29.J. H. Guo, Y. Z. Peng, X. Yang, C. D. Gao,S. Y. Wang.Combination process of limited filamentous bulking and nitrogen removal via nitrite for enhancing nitrogen removal and recing aeration requirements.Chemosphere,2013,91(1):68-75.
30.C. Y. Wu, Y. Z. Peng, R. D. Wang,Y. X. Zhou.Understanding the granulation process of activated sludge in a biological phosphorus removal sequencing batch reactor.Chemosphere,2012,86(8):767-773.
31.L. Zhang, S. J. Zhang, Y. P. Gan,Y. Z. Peng.Bio-augmentation to rapid realize partial nitrification of real sewage.Chemosphere,2012,88(9):1097-1102.
32.L. Zhang, S. J. Zhang, S. Y. Wang, C. C. Wu, Y. G. Chen, Y. Y. Wang,Y. Z. Peng.Enhanced biological nutrient removal in a simultaneous fermentation, denitrification and phosphate removal reactor using primary sludge as internal carbon source.Chemosphere,2013,91(5):635-640.
33.W. T. Zhang, Y. Z. Peng, N. Q. Ren, Q. S. Liu,Y. Z. Chen.Improvement of nutrient removal by optimizing the volume ratio of anoxic to aerobic zone in AAO-BAF system.Chemosphere,2013,93(11):2859-2863.
34.Y. Ma, Y. Z. Peng,X. L. Wang.Improving nutrient removal of the AAO process by an influent bypass flow by denitrifying phosphorus removal.Desalination,2009,246(534-544.
35.Y. Z. Peng, X. L. Wang,B. K. Li.Anoxic biological phosphorus uptake and the effect of excessive aeration on biological phosphorus removal in the A(2)O process.Desalination,2006,189(1-3):155-164.

7. 污水处理厂加药除磷时间和计量怎么算

除磷效果与有机物的关系
除磷效果与COD/TP、BOD5/TP及SBOD5/TP的值有关，同时它又随工艺不同而版变化权。生物除磷所需最少有机物的概念引出了碳(有机物)限制污水和磷限制污水。碳限制污水是指水中有机物数量不足以去除所有磷，结果出水中磷浓度高，其浓度由相应进水中磷浓度和有机物浓度确定。磷限制污水是指污水中有机物含量大于除磷所需有机物数量，此时出水中磷浓度很低。所以当需要得到良好的出水水质时，原水水质属磷限制 的污水是所期望的。
通过对碳限制污水的认识给出了各种不同的EBPR工艺所需有机物同ΔP的比例。该比例是在碳限制条件下通过试验和实际工程确定的，同时它也表明了系统的除磷能力。最常用的比例是BOD5同去除磷的比例(BOD5/ΔP)，其计算公式为：
BOD5／ΔP=进水中BOD5／进水TP-出水溶解性P
公式中使用出水溶解磷是因为出水中颗粒性磷通常是从二沉池中流出，它是二沉池效率的函数，而与生物过程无关。表2提供了各种生物除磷工艺所需典型BOD5、COD与ΔP的比值。

8. 招商银行EBPR进账什么意思，钱哪来的。

此情况需要查询账户情况，因网络平台不能核实账户信息，请致电信肢宴背面的客服电话进入人工查询核实。
什么是理财
一般人谈到理财，想到的不是投资，就是赚钱。实际上理财的范围很广，理财是理一生的财，也就是个人一生的现金流量与风险管理。包含以下涵义：

① 理财是理一生的财，不仅仅是解决燃眉之急的金钱问题而已。

② 理财是现金流量管理，每一个人一出生就需要用钱（现金流出），也需要赚钱来产生现金流入。因此不管现在是否有钱，每一个人都需瞎激要理财。

③ 理财也涵盖了风险管理。因为未来的更多流量具有不确定性，包括人身风险、财产风险与市场风险，都会影响到现金流入（收入中断风险）或现金流出（费用递增风险）。

哪里能理财

目前，到银行、证券公司理财需开立相应理财账户。一般而言，通过银行开立的理财账户可以办理储蓄类产品和银行理财产品以及基金类产品，大型银行还可通过银行系统购买国债。由于银行网点分布较广，通磨饥袜过银行渠道开立的投资理财账户可到银行柜台办理。[7]

证券公司开立的理财账户可用于股票（包括A股、B股、H股等）、债券（包括国债、企业债、公司债等）、期货（包括金融期货如股指期货、外汇期货等，商品期货如黄金期货、农产品期货等）等一系列的投资理财工具的投资。证券账户的开立可到各证券公司营业部办理，需要在交易日内办理。

投资公司的手续比较方便，一般只需要提供自己的身份证和银行卡复印件。投资公司也会为客户定制专属理财计划。

理财的目的

理财的目的，不在于要赚很多的钱，而是在于使将来的生活有保障或生活的更好(所以说理财不只是有钱人的事，工薪阶层同样需要理财)，善于计划自己的未来需求对于理财很重要。

这个计划非常长，有三个核心意思：

第一、财务资源，要清楚自己的财务资源有哪些;

第二、生活目标，要对自己的生活目标有清醒的认识;

第三、要有一系列统一协调的计划，要保证所有的计划不会冲突，协调起来都能够实现。

核心内容就包括保险计划、投资计划、教育计划、所得税计划、退休计划、房产计划。用现金流的管理把所有的计划综合在一起，协调所有的计划，并让所有的计划都能够满足你的现金流，这就是个人理财的核心内容。

9. 聚糖菌和聚磷菌竞争关系

您好，聚糖菌和聚磷菌竞争关系：强化生物除磷(EBPR)工艺运行不稳定.在运行失效的EBPR体系中,优势菌种由聚磷菌(PAOs)转变为聚糖菌(GAOs).GAOs和PAOs是相互竞争的关系,GAOs若成为优势菌种,就会造成EBPR体系除磷效果变差.采用SBR反应器,供给实际小区生活污水以及人工配水,研究了EBPR体系中PAOs和 GAOs之间的相互竞争原理,并提出一套使PAOs成为优势菌种的种群优化调控方法.分别供给实际小区生活污水和人工配水,对比研究了不同pH值对PAOs活性的长期和短期影响.当pH值从6.5升高到8.0时,PAOs的磷释放速率随着pH值的升高而增大,而当pH值升高到8.5时,PAOs的放磷能力受到抑制,当pH值降低至6.0时,PAOs的放磷能力同样会受到抑制;PAOs在好氧条件下的吸磷能力会随着pH值的升高而有所提高,但并不是pH值越高越好,当pH值升高到8.5时就会使PAOs吸磷能力受到抑制,同样,pH值下降到6.0时也会极大抑制PAOs的好氧吸磷能力.试验结果表明:为了让PAOs成为EBPR体系中的优势菌种,既需要保证最佳的厌氧条件下pH值,又要保证最佳的好氧条件下pH值.厌氧条件下适当的升高pH值有利于PAOs放磷,其pH值宜维持在7.5至8.0之间,而好氧条件下pH值不宜过高或过低,其pH值范围宜在7.0至8.0之间.在整个运行周期内,都不宜使EBPR体系的pH值降低到7.0以下或升高到8.0以上.在实际小区生活污水中投加碳源和磷源,碳源种类,进水COD浓度以及进水磷浓度为三个考察因素,每个因素取三个水平,选定磷去除率,厌氧条件下的放磷量和好氧条件下的吸磷量作为试验指标,进行多指标因素试验.得到因素主次顺序为:碳源种类,进水COD浓度和进水磷浓度;三个因素的优水平分别为丙酸钠,进水COD浓度为550 mg/L以及进水磷浓度为11 mg/L;本试验的最优组合为:丙酸钠,进水COD浓度为550 mg/L和进水磷浓度为11 mg/L.试验结果表明:碳源的种类以及进水COD浓度对于EBPR体系的影响很大,而又以前者影响最大.对于PAOs而言,它在厌氧条件下吸收碳源表现出一定的选择性,在厌氧条件下PAOs会优先考虑吸收丙酸钠;环境溶液中存在的易降解基质越多,对于PAOs的生长是很有利的.此外,对于PAOs而言,进水中的磷浓度过高或过低都不宜于PAOs的生长.供给实际小区生活污水,考察了环境溶液中不同温度对EBPR体系中PAOs活性的影响.当温度降到13℃时,PAOs放磷速率在3.0～4.0mg P/L·h,吸磷速率在6.0mgP/L·h左右,磷去除率下降到10%左右:当温度在20℃时,PAOs放磷速率升高幅度不大,为4.0～6.0mg P/L·h,但是其吸磷速率却提高到了10.0mgP/L·h以上,磷去除率迅速上升到95%以上.试验结果表明:温度对EBPR体系中PAOs的活性产生很大的影响.温度的增加可以提高PAOs的厌氧放磷速率以及好氧吸磷速率,吸磷速率受温度的影响比放磷速率受温度的影响要大很多;而低温下运行则会抑制PAOs的活性.供给实际小区生活污水,探讨了在EBPR体系中pH值对NO<,2>积累的影响以及NO<,2>浓度对EBPR体系中PAOs活性的影响.当pH值在6.5和7.0之间时,NO<,2>的积累量变化不大,pH值下降到6.0时,NO<,2>的积累量迅速下降,当pH值从7.5升高到8.5时,NO<,2>积累量从4.35 mg/L上升到21.06 mg/L;当NO<,2>积累量从13.4mg/L下降到0.11mg/L时,PAOs的放磷速率从4.81mg P/L.h升高到9.03mg P/L·h,吸磷速率也从7.11mg P/L·h提高到16.7mg P/L·h,且吸磷速率的增长速度比放磷速率的增长速度要快.研究结果表明:降低pH值会减少NO<,2><'->的积累,而升高pH值会提高NO<,2><'->的积累;NO<,2><'->积累量的减少会有效的提高 PALOs的放磷能力和吸磷能力,相比PAOs的放磷能力而言,其吸磷能力更容易受到NO<,2><'->浓度的影响:在实际污水处理过程中,好氧条件下pH值超过8.0后,会造成NO<,2><'->的大量积累,从而抑制PAOs的活性,因而必须监控EBPR体系在好氧阶段的pH值和NO<,2><'->浓度,防止NO<,2><'->的积累对PAOs活性的影响.

10. EBPR是什么意思

强化生物除磷

完全采用活性污泥系统进行微生物除磷的工艺被称为强化生物除磷(EBPR)工艺。强化生物除磷工艺利用聚磷菌(PAO)能够过量的，在数量上超过其生理需要的，从外部环境中摄取磷，并将磷以聚搏誉合磷的形式贮存在体内，形成高磷污泥，排出系统外早闷，达到从陆银弯废水中除磷的效果。