污水處理組態

『壹』 要做一個污水處理廠WINCC畫面，不知道怎麼做才好看。誰有現成項目，發我一份，我參考下，謝謝了！

咨詢環保工程公司，可以有清楚的答復。

『貳』 污水處理自動控制系統設計 畢業設計 怎麼弄哦 要關於PLC的

首先要搞清楚在污水處理現場要控制的對象哪些，通常主要包括：風機、泵、消毒設施、加回葯設施等，在不同的污答水站這些設備的數量組合不同。通常，採用PLC可編程邏輯控制器作為現場自控系統的核心，再結合觸摸屏、接觸器、變頻器等設備，同時編寫相應的邏輯控製程序，構造成完整的污水處理自控系統。

除此之外，還可以實現遠程式控制制。具體做法是，用PLC連接物聯網智能採集終端，實現寄存器變數的遠程讀寫。類似於下面的圖。我們做的比較多了。

『叄』 如何用組態王實現對污水處理系統的監控

通俗的講就是將PLC中的數據顯示在電腦上，並做一系列的處理（如報警，記錄）等。我做過這方面的系統。

『肆』 基於PLC和組態王的SBR污水處理

不用謝，我也不知道

『伍』 誰有組態王,污水處理監控系統畢業設計的成品啊,不要那個演示常式,急救!!!

組態王,污水處理監控系統
建設性
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你對待的
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『陸』 用三維力控組態軟體設計污水處理界面

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通過物聯網感測設備，對於水泵、水閘、取水栓、污水處理器等水務設備狀態實現統一遠程管理。可實現無人現場值守，管理員和技術員可隨時隨地遠程監控水務系統的實時狀態;

故障主動上報，降低意外故障帶來的損失

設備異常提前知曉、故障主動上報，及時發現和盡快維護，避免該設備故障導致上下游設備和工況環境的連鎖故障，最大化降低設備非計劃性停機頻率和故障損失。

(6)污水處理組態擴展閱讀

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『柒』 關於組態王的污水處理系統

沒有軟體是畫不出來的。

『捌』 MCGS污水處理池組態如何做

要有流程

『玖』 誰有關於污水處理或者組態軟體的外文翻譯（帶原文），急用！

關鍵詞：
人工濕地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脫氮；硝化細菌；反硝化細菌
2. 材料和方法
2.1 系統描述
我們研究隊伍設計的人工濕地結構位於中國寧波某村。它包括三個部分，容積按照四十人排量設計。氣候特點為年降水量1300-1400mm和累計年平均氣溫16.2℃。極高極低值分別為38.8℃和-4.2℃。較冷的時間段以十二月到二月為代表並且在這個時間段里出水比較接近於8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m長6m寬1.0m深。反應床有三層構成，最底一層由厚20 cm的洗凈的礫石(2–6 cm)構成，中間層由65 cm厚的細砂(0.5–2.0 cm)粒構成，最上層由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)構成。底面坡度大約1%。第三部分有三個環形的單元構成，直徑分別為7m、5m和3m，由下向上每個0.6m深，表面積近似估算為38.5m2。由頂部向低處單元的溢流會立即產生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和維持含氧條件。
圖1 塔式復合人工濕地水流示意圖：1.進水區 2.塔式區 3.出水區 4.濕地植物 5.頂部環形區域 6.中部環形區域 7.底部環形區域 8.瀑布似溢流
濕地結構的底部用高密度的聚乙烯作為襯里，環形區域則是要鋪襯5cm厚的砌磚牆，為了防止污水的滲漏及污水與地下水混合。由苗圃購得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以間距0.8m間隔圍繞整個濕地結構底部環形種植，濕地結構地層中部種植密度為56株/m2的藺草（Schoenoplectus trigueter），於頭年十一月種植第二年五月份收割。在藺草收獲後的六至十月份，以9株/m2的種植密度種植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分頂部的環形部分以近似6株/m2的種植密度種植睡蓮（Nymphaea tetragona），在中間環形區域以的36株/m2種植密度種植香蒲（Typha angustifolia）。
表1 THCW進水和出水的物理化學特性
80%的原污水不斷的流入濕地結構的第一部分。20%的污水由泵直接輸入第二部分的環形結構最高層，溢流進入環形結構中間一層，之後流入最後一層。此時第二部分處理污水與第一部分處理後的污水一起流入濕地結構的第三部分並最終由其排出。水深由一個儲水塔控制。在第一時段，前四個月（06年5月到8月）人工濕地結構以的16 cm/d水力負荷運行（水力停留時間5.4 d）。第二時段，之後八個月（06年9月到07年4月）人工濕地結構以的比較高的32 cm/d水力負荷運行（水力停留時間2.7 d）。這些生活污水在一個腐化池裡先進行預處理（表一）。
2.2 分析方法
2.2.1 化學分析
需每天採集第一部分的進水，第二部分的出水（僅在後八個月），第三部分的出水，每周混合水樣的測試數據和結果搜集分析，需檢測TSS，COD，NH3-N，TN，TP。每周檢測現場每部分和每個環形處理單元的水溫，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要堅決的按照標准方法來檢測控制（APHA, 1998）。
野茭白（Z. aquatica)）和藺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分別被收割（砍掉植株所有水面上可見部分）。收割的植物在被蒸餾水洗過後在太陽下經過24小時的日照後投入105 ◦C下灼燒24小時。植物在乾燥後的稱重作為基本分析。被乾燥和研磨過的植物碎末作為總氮（TKN）測量的准備，分析方法按照標准方法（APHA, 1998）。
2.2.2硝化及反硝化的測量
在濕地結構第三部分的前端沉澱物上層的五厘米處存在潛在的硝化反應。使用的試驗介質中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20 g NaHCO3；0.3 g CaCl2·2H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化鈉被用於抑制硝酸鹽及亞硝酸鹽的氧化。50mL沉澱污泥需要加入100mL試驗介質25 ◦C在震盪器150 rpm轉速下培養。這種經處理過的樣本在被培養2，6，20和24小時後被收集。亞硝酸鹽的濃度用光度計測量。由亞硝酸鹽產量和培養時間數計算出的線性回歸，評估出的角系數可以計算出潛在硝化反應的量。結果以在樣品中的體積損耗規范化的計算出來，最後以乾重（DW）及明確的每小時每克干物質產生nmol亞硝酸鹽表示。
潛在亞硝化反應速率（PDR）被用乙炔抑制設備進行測量。 沉澱物樣本在第三部分的後部的四個地點採集（兩個分散採集，兩個呈柱狀採集直徑3.5 cm），並且要立即用鋁箔密封以防游離氧進入沉澱物樣本。這四個樣本分別投入四個容積為1500mL的錐形瓶中，加入添加營養元素的營養液進行培養（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。燒瓶頂部用氮氣吹洗半個小時。燒瓶被置於旋轉振盪器中60 rpm轉速震盪。樣本在黑暗處20 ◦C培養八小時。每個小時使用注射器進行氣體取樣。頂部樣本用氣象色譜儀分析N2O的濃度（日本金島公司氣象色譜儀GC-14B），氣象色譜儀帶有一個電子捕獲探測器操作溫度340 ◦C。潛在亞硝化的反應速率以mg N2O-N/m2沉澱物每小時表示。
2.2.3 微生物數量的分析
人工濕地沉澱物中的硝化和反硝化微生物使用以下培養基用最大可能數量法計算（Carter and Gregorich, 2006）。計算硝化細菌的培養基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO4·7H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl3·6H2O； 18.4mg CaCl2·7H2O； 1 L 蒸餾水；pH＝8.0。計算反硝化細菌的培養基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸餾水；pH 7.0。用一根內徑為4.7cm的玻璃管採集測量硝化和反硝化細菌的數量應遠離泥水分界面（0–2 cm）及過深的深度（5–8 cm）。附著在岩石及水生植物體上的細菌剝離下來之後，然後用混合器將其溶於冷水驅散混合。經十個無菌的蒸餾水樣稀釋的沉澱物樣本被轉移到96格的包含各自培養基的微量滴定板上在28 ◦C下硝化細菌培養21 d反硝化細菌培養5 d。為了確定沉澱物的乾重，10 g的沉澱物在105 ◦C下被隔夜烘乾直至產生衡重樣本。在人工濕地結構運行期間，硝化和反硝化細菌的數量要每兩月進行一次計算。
2.2.4 統計分析
所有帶有方差測驗的統計分析都使用統計分析軟體SPSS進行分析（Statistic Package for Social Science）。當p < 0.05時誤差被認為是有效的。有效的誤差用鄧肯測試法進行評估。皮爾森相關分析適用於評估潛在反硝化效率和水力負荷之間有效的的線性相關，以及反硝化和水力負荷之間的關系。
3.結果
第二部分第三部分的出水中物理化學指標的變化在表1中給出，水的pH沒有太大的變化。由於人工濕地結構第二部分的瀑布式溢流的被動充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相對較大。在第二部分入水的溶解氧平均值為：1.28±0.52 mg/L，出水中的平均值為：2.98±0.38mg/L。已觀測到的對總懸浮物TSS的脫除率為84.60±9.6%。氮的脫除率是較高值的，脫除NH3-N和TN平均值為：83.11±10.2%，82.85±8.5%。在第二部分NH3-N和TN的脫除率分別為：72%和29%。在第二部分的硝化作用將很大部分的氮轉化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用轉移脫除。磷的脫除率觀測到在64.15±7.9%。在第二時間段對於第一時間段各類超標污染物的脫除效率更高，因為第一時間短的水力負荷較低。但在兩種不同的水力負荷下各類污染物的脫除效率是相似的（p < 0.02）。
圖2顯示了的研究調查期間12個月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脫除效率。在研究期間的時間段一和時間段二中，調研中的十二個月NH3-N和TN被有效脫除。脫氮效率在開始10周和最後10周是最高，由於溫度較高的原因。人工濕地結構在冬季也顯出了對於氮、磷和有機物的較高的脫除效率。另外由於硝化和反硝化作用而導致的氮素流失的量在夏季大於（p < 0.003）在冬季。當濕地中的pH值超過極大值7.7，氨的揮發可以被忽略，這個pH值下沒有足夠量的氨氣的生成。在兩種水力負荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脫除效率在統計上沒有顯著差異。
圖2.實驗期間THCW進水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量與脫除效率
圖2中同樣顯示在濕地運行期間磷的脫除效率在最高的水力負荷下或是在冬季沒有十分顯著的波動。在冬季和夏季的運行中，出水的總磷TP濃度沒有顯著的差異。圖3. 實驗期間THCW第三部分沉澱物中潛在硝化及反硝化量
如圖3所示，潛在硝化速率和潛在反硝化效率在最初的四個月里的隨著時間增長。在水力負荷上升（16 cm/d到32 cm/d）之後的一個月，在2006年的十月到十二月之間潛在硝化速率下降，潛在反硝化速率在2006年的十月到2007年的二月之間下降。實驗結束時潛在硝化反應速率沒有明顯上升，反硝化反應速率上升了一點。潛在硝化反應和潛在反硝化反應用硝化細菌和反硝化細菌的最有可能數目來分別計算，顯出兩條正相關關系很好的曲線（p < 0.05）。
表2 在THCW中硝化及反硝化細菌數量
由表2看出，在濕地結構沉澱物中的硝化細菌和反硝化細菌最可能數目大約在每克104–105數量級之間。對比硝化細菌及反硝化細菌的估算定量，濕地結構中相應的潛在硝化反應和潛在反硝化反應（圖3）顯示出更多數量的硝化細菌和反硝化細菌，更高的潛在硝化活動。

為了測定植物收獲後在脫氮方面的效果，在06年十月和07年五月收獲的植物烘乾後測量其凱氏氮（TKN）的含量,顯示出在藺草（S. trigueter）中積累的氮的含量遠大於野茭白（Z. aquatica）中的積累，在藺草（S. trigueter）和野茭白（Z. aquatica）的烘乾樣中平均固氮的量是6.8±0.3/kg和4.7±0.2/kg，總氮的平均吸收率分別是17.18 kg/(ha·d)和12.63 kg/(ha·d)。

4.討論

硝化反應是不能從水中脫氮。但是伴隨著反硝化反應卻是許多人工濕地結構的主要脫除機理。硝化反應發生在氧氣處於一個可以使嚴格好氧硝化細菌生長的足夠高的濃度氧氣含量下。硝化反應存在於所有的人工濕地結構中，但這一反應的大小又由溶解氧的量決定。因為NH3-N在許多廢水中是占優勢的種類，硝化反應通常在各類濕地系統中是一個限制環節。反硝化作用被認為是大多數人工濕地結構中主要的脫氮機理。無論如何，通常在廢水中硝酸鹽的濃度是非常低的，因此反硝化反應必須伴隨硝化反應而進行。硝化反應和反硝化反應對於氧的不同需求成為了許多要求到高脫氮效率的人工濕地的障礙。

人們普遍認為當溶解氧濃度（DO）達到1.5mg/L以上時硝化反應可以發生。研究中濕地結構的出水溶解氧濃度（DO）平均值為2.22±0.13 mg/L，這個可能是由於人工濕地結構中部的塔式結構的瀑布式溢流造成的，這個溶解氧濃度是對硝化作用有利的；這個推論與沉澱物中的更多的硝化細菌的數目相一致（表2）。高的溶解氧濃度與充足由入水的支路直接注入人工濕地第二部分的有機物，減少了異養生物和硝化細菌之間對營養的爭奪。因此更多的緩慢生長的硝化細菌轉移到了沉澱物的表面和植物根部。

5.結論

該研究顯示，塔式復合人工濕地結構可以有效處理許多污染物，第一部分的處理目標為總懸浮物TSS和生物需氧量，第二個塔式部分的處理目標是硝化，第三部分的目標是反硝化。使用塔式結構的瀑布式水流而帶來被動充氧以及由旁路直接注入第二部分的原污水，在促進硝化和反硝化方面的顯示出了很大的促進。對於總懸浮物TSS，化學需氧量COD，氨氮NH3-N，總氮TN，總磷TP的脫除效率分別為：88.57±16.3%，84.60±9.6%，83.11±10.2%，82.85±8.5%，64.15±7.9%。顯然，我們設計的系統在高的水力負荷下對於初級生活污水有一個高的脫氮能力。濕地結構污泥里的硝化細菌的數量較高，但反硝化細菌數量對於其他報道來說相對偏低。潛在硝化反應和潛在反硝化反應的數目是與硝化細菌和反硝化細菌數目相一致的。在濕地結構中硝化反應和反硝化反應是脫氮運行的主要機理。濕地種植物的含氮量顯示出本土植物藺草是最適合濕地結構的植物，因為它有冬季生長和工業可以利用的特點。對於環境教育項目，塔式復合人工濕地結構也提供了一個額外的好處，即美學的觀賞價值。對於濕地結構的超過兩年的現場檢測研究，最佳化的入水分布和結構設計將會在將來的研究中逐一進行。

提高塔式復合人工濕地處理農村生活污水的脫氮效率[1]

摘要：

努力保護水源，尤其是在鄉鎮地區的飲用水源，是中國污水處理當前面臨的主要問題。氮元素在水體富營養化和對水生物的潛在毒害方面的重要作用，目前廢水脫氮已成為首要關注的焦點。人工濕地作為一種小型的，處理費用較低的方法被用於處理鄉鎮生活污水。比起活性炭在脫氮方面顯示出的廣闊前景，人工濕地系統由於溶解氧的缺乏而在脫氮方面存在一定的制約。為了提高脫氮效率，一種新型三階段塔式混合濕地結構----人工濕地（thcw）應運而生。它的第一部分和第三部分是水平流矩形濕地結構，第二部分分三層，呈圓形，呈紊流狀態。塔式結構中水流由頂層進入第二層及底層，形成瀑布溢流，因此水中溶解氧濃度增加，從而提高了硝化反應效率，反硝化效率也由於有另外的有機物的加入而得到了改善，增加反硝化速率的另一個原因是直接通過旁路進入第二部分的廢水中帶入的足量有機物。常綠植物池柏（Taxodium ascendens），經濟作物藺草（Schoenoplectus trigueter），野茭白（Zizania aquatica），有裝飾性的多花植物睡蓮（Nymphaea tetragona），香蒲（Typha angustifolia）被種植在濕地中。該系統對總懸浮物、化學需氧量、氨氮、總氮和總磷的去除率分別為89%、85%、83%、 83% 和64%。高水力負荷和低水力負荷（16 cm/d 和 32 cm/d）對於塔式復合人工濕地結構的性能沒有顯著的影響。通過硝化活性和硝化速率的測定，發現硝化和反硝化是濕地脫氮的主要機理。塔式復合人工濕地結構同樣具有觀賞的價值。

關鍵詞：

人工濕地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脫氮；硝化細菌；反硝化細菌
研究目的：

1.評價新型人工濕地的性能，塔式復合人工濕地（THCW），尤其是在高水力負荷的情況下脫氮效率。這種人工濕地結構設計通過瀑布形式的水流進行被動充氧從而提高廢水中溶解氧濃度進而提高硝化速率，依靠直接在濕地中間部分加入原廢水提高反硝化速率，從而促進硝化反硝化過程。

2.對於在人工濕地結構中常綠多年生木本植物和草本植物共同脫除氮的效率的評價，尤其是在冬季的階段，且在濕地里植物的生長量對於氮的脫除是有幫助作用的。

3.研究表面水平流、自由水流相結合的系統是否在脫除和轉化廢水中污染物方面表現出更好的性能，尤其是脫氮方面。

2. 材料和方法

2.1 系統描述

我們研究隊伍設計的人工濕地結構位於中國寧波某村。它包括三個部分，容積按照四十人排量設計。氣候特點為年降水量1300-1400mm和累計年平均氣溫16.2℃。極高極低值分別為38.8℃和-4.2℃。較冷的時間段以十二月到二月為代表並且在這個時間段里出水比較接近於8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m長6m寬1.0m深。反應床有三層構成，最底一層由厚20 cm的洗凈的礫石(2–6 cm)構成，中間層由65 cm厚的細砂(0.5–2.0 cm)粒構成，最上層由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)構成。底面坡度大約1%。第三部分有三個環形的單元構成，直徑分別為7m、5m和3m，由下向上每個0.6m深，表面積近似估算為38.5m2。由頂部向低處單元的溢流會立即產生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和維持含氧條件。

圖1 塔式復合人工濕地水流示意圖：1.進水區 2.塔式區 3.出水區 4.濕地植物 5.頂部環形區域 6.中部環形區域 7.底部環形區域 8.瀑布似溢流

濕地結構的底部用高密度的聚乙烯作為襯里，環形區域則是要鋪襯5cm厚的砌磚牆，為了防止污水的滲漏及污水與地下水混合。由苗圃購得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以間距0.8m間隔圍繞整個濕地結構底部環形種植，濕地結構地層中部種植密度為56株/m2的藺草（Schoenoplectus trigueter），於頭年十一月種植第二年五月份收割。在藺草收獲後的六至十月份，以9株/m2的種植密度種植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分頂部的環形部分以近似6株/m2的種植密度種植睡蓮（Nymphaea tetragona），在中間環形區域以的36株/m2種植密度種植香蒲（Typha angustifolia）。

表1 THCW進水和出水的物理化學特性

80%的原污水不斷的流入濕地結構的第一部分。20%的污水由泵直接輸入第二部分的環形結構最高層，溢流進入環形結構中間一層，之後流入最後一層。此時第二部分處理污水與第一部分處理後的污水一起流入濕地結構的第三部分並最終由其排出。水深由一個儲水塔控制。在第一時段，前四個月（06年5月到8月）人工濕地結構以的16 cm/d水力負荷運行（水力停留時間5.4 d）。第二時段，之後八個月（06年9月到07年4月）人工濕地結構以的比較高的32 cm/d水力負荷運行（水力停留時間2.7 d）。這些生活污水在一個腐化池裡先進行預處理（表一）。

2.2 分析方法

2.2.1 化學分析

需每天採集第一部分的進水，第二部分的出水（僅在後八個月），第三部分的出水，每周混合水樣的測試數據和結果搜集分析，需檢測TSS，COD，NH3-N，TN，TP。每周檢測現場每部分和每個環形處理單元的水溫，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要堅決的按照標准方法來檢測控制（APHA, 1998）。

野茭白（Z. aquatica)）和藺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分別被收割（砍掉植株所有水面上可見部分）。收割的植物在被蒸餾水洗過後在太陽下經過24小時的日照後投入105 ◦C下灼燒24小時。植物在乾燥後的稱重作為基本分析。被乾燥和研磨過的植物碎末作為總氮（TKN）測量的准備，分析方法按照標准方法（APHA, 1998）。

2.2.2硝化及反硝化的測量

在濕地結構第三部分的前端沉澱物上層的五厘米處存在潛在的硝化反應。使用的試驗介質中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20 g NaHCO3；0.3 g CaCl2·2H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化鈉被用於抑制硝酸鹽及亞硝酸鹽的氧化。50mL沉澱污泥需要加入100mL試驗介質25 ◦C在震盪器150 rpm轉速下培養。這種經處理過的樣本在被培養2，6，20和24小時後被收集。亞硝酸鹽的濃度用光度計測量。由亞硝酸鹽產量和培養時間數計算出的線性回歸，評估出的角系數可以計算出潛在硝化反應的量。結果以在樣品中的體積損耗規范化的計算出來，最後以乾重（DW）及明確的每小時每克干物質產生nmol亞硝酸鹽表示。

潛在亞硝化反應速率（PDR）被用乙炔抑制設備進行測量。 沉澱物樣本在第三部分的後部的四個地點採集（兩個分散採集，兩個呈柱狀採集直徑3.5 cm），並且要立即用鋁箔密封以防游離氧進入沉澱物樣本。這四個樣本分別投入四個容積為1500mL的錐形瓶中，加入添加營養元素的營養液進行培養（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。燒瓶頂部用氮氣吹洗半個小時。燒瓶被置於旋轉振盪器中60 rpm轉速震盪。樣本在黑暗處20 ◦C培養八小時。每個小時使用注射器進行氣體取樣。頂部樣本用氣象色譜儀分析N2O的濃度（日本金島公司氣象色譜儀GC-14B），氣象色譜儀帶有一個電子捕獲探測器操作溫度340 ◦C。潛在亞硝化的反應速率以mg N2O-N/m2沉澱物每小時表示。

2.2.3 微生物數量的分析

人工濕地沉澱物中的硝化和反硝化微生物使用以下培養基用最大可能數量法計算（Carter and Gregorich, 2006）。計算硝化細菌的培養基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO4·7H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl3·6H2O； 18.4mg CaCl2·7H2O； 1 L 蒸餾水；pH＝8.0。計算反硝化細菌的培養基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸餾水；pH 7.0。

用一根內徑為4.7cm的玻璃管採集測量硝化和反硝化細菌的數量應遠離泥水分界面（0–2 cm）及過深的深度（5–8 cm）。附著在岩石及水生植物體上的細菌剝離下來之後，然後用混合器將其溶於冷水驅散混合。經十個無菌的蒸餾水樣稀釋的沉澱物樣本被轉移到96格的包含各自培養基的微量滴定板上在28 ◦C下硝化細菌培養21 d反硝化細菌培養5 d。為了確定沉澱物的乾重，10 g的沉澱物在105 ◦C下被隔夜烘乾直至產生衡重樣本。在人工濕地結構運行期間，硝化和反硝化細菌的數量要每兩月進行一次計算。

2.2.4 統計分析

所有帶有方差測驗的統計分析都使用統計分析軟體SPSS進行分析（Statistic Package for Social Science）。當p < 0.05時誤差被認為是有效的。有效的誤差用鄧肯測試法進行評估。皮爾森相關分析適用於評估潛在反硝化效率和水力負荷之間有效的的線性相關，以及反硝化和水力負荷之間的關系。

3.結果

第二部分第三部分的出水中物理化學指標的變化在表1中給出，水的pH沒有太大的變化。由於人工濕地結構第二部分的瀑布式溢流的被動充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相對較大。在第二部分入水的溶解氧平均值為：1.28±0.52 mg/L，出水中的平均值為：2.98±0.38mg/L。已觀測到的對總懸浮物TSS的脫除率為84.60±9.6%。氮的脫除率是較高值的，脫除NH3-N和TN平均值為：83.11±10.2%，82.85±8.5%。在第二部分NH3-N和TN的脫除率分別為：72%和29%。在第二部分的硝化作用將很大部分的氮轉化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用轉移脫除。磷的脫除率觀測到在64.15±7.9%。在第二時間段對於第一時間段各類超標污染物的脫除效率更高，因為第一時間短的水力負荷較低。但在兩種不同的水力負荷下各類污染物的脫除效率是相似的（p < 0.02）。

圖2顯示了的研究調查期間12個月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脫除效率。在研究期間的時間段一和時間段二中，調研中的十二個月NH3-N和TN被有效脫除。脫氮效率在開始10周和最後10周是最高，由於溫度較高的原因。人工濕地結構在冬季也顯出了對於氮、磷和有機物的較高的脫除效率。另外由於硝化和反硝化作用而導致的氮素流失的量在夏季大於（p < 0.003）在冬季。當濕地中的pH值超過極大值7.7，氨的揮發可以被忽略，這個pH值下沒有足夠量的氨氣的生成。在兩種水力負荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脫除效率在統計上沒有顯著差異。

圖2.實驗期間THCW進水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量與脫除效率

圖2中同樣顯示在濕地運行期間磷的脫除效率在最高的水力負荷下或是在冬季沒有十分顯著的波動。在冬季和夏季的運行中，出水的總磷TP濃度沒有顯著的差異。

5.結論

該研究顯示，塔式復合人工濕地結構可以有效處理許多污染物，第一部分的處理目標為總懸浮物TSS和生物需氧量，第二個塔式部分的處理目標是硝化，第三部分的目標是反硝化。使用塔式結構的瀑布式水流而帶來被動充氧以及由旁路直接注入第二部分的原污水，在促進硝化和反硝化方面的顯示出了很大的促進。對於總懸浮物TSS，化學需氧量COD，氨氮NH3-N，總氮TN，總磷TP的脫除效率分別為：88.57±16.3%，84.60±9.6%，83.11±10.2%，82.85±8.5%，64.15±7.9%。顯然，我們設計的系統在高的水力負荷下對於初級生活污水有一個高的脫氮能力。濕地結構污泥里的硝化細菌的數量較高，但反硝化細菌數量對於其他報道來說相對偏低。潛在硝化反應和潛在反硝化反應的數目是與硝化細菌和反硝化細菌數目相一致的。在濕地結構中硝化反應和反硝化反應是脫氮運行的主要機理。濕地種植物的含氮量顯示出本土植物藺草是最適合濕地結構的植物，因為它有冬季生長和工業可以利用的特點。對於環境教育項目，塔式復合人工濕地結構也提供了一個額外的好處，即美學的觀賞價值。對於濕地結構的超過兩年的現場檢測研究，最佳化的入水分布和結構設計將會在將來的研究中逐一進行。
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『拾』 求污水處理系統組態，步驟怎麼寫

我現在在用力控的做污水處理方面工程，個人感覺組態方面實例太少!