过去几十年，在我国快速城镇化过程中，重发展、轻保护的现象普遍存在，生态本地遭到不同程度的破坏，城市蓄水排水能力显著降低，城市排水防涝设施长期投入不足，建设标准低，维护不到位，短板突出。加之我国大部分城市汛期降雨集中，近些年不少城市出现了内涝灾害。近期，国务院办公厅印发了《国务院办公厅关于加强城市内涝治理的实施意见国办发〔2021〕11号》（以下简称《意见》，明确了城市内涝治理工作的指导思想、基本原则、工作目标。《意见》从系统建设城市排水防涝工程体系，提升城市排水防涝工作管理水平，统筹推进城市内涝治理工作和加强保障等方面提出了具体要求，对指导我国今年一段时间的城市内涝治理工作指明了方向，具有重要意义。 一、要充分认识内涝治理的重要性和紧迫性 城市内涝的频繁发生，严重影响人民群众的生产生活，有些还危及到了人民生命财产安全。党的“十九大”报告指出，当前社会的主要矛盾已经转化为人民日益增长的美好生活的需要和不平衡不充分的发展之间的矛盾。城市内涝作为一种“城市病”，是人民群众不希望看到的，也是影响城市安全发展的重要制约因素。治理城市内涝是落实以人民为中心的发展理念、满足人民群众美好生活需求的必然要求，也是坚持新发展理念，将生态和安全放在更加突出位置的具体举措。 二、要正确认识城市内涝的成因 要治理城市内涝，必须科学认识城市内涝。由本地短历时强降雨或者持续降雨产生积水达到灾害的程度，就是城市内涝。导致城市内涝的原因很多，不同的城市、不同的时期、不同的地段内涝的原因也尽不同，但是也有一些共性。 （一）城市内涝和过去的发展观念有关系。 （二）城内涝和缺乏滞蓄空间密切相关。 （三）城市内涝和城市竖向密切相关。 （四）投入不足导致设施标准低，欠账多。 （五）排水设施运维和调度不到位也在会一定程度上加剧甚至导致城市内涝。 三、准确理解城市内涝治理和防洪的关系 城市内涝和洪水都是由降水引起的灾害，二者有一些相关性，有时候人们用洪涝来统指城市洪水和内涝。 （一）城市内涝和洪水有区别。 （二）城市内涝和洪水有联系，可以相互转化，相互影响。 四、坚持统筹兼顾，系统治理城市内涝 城市内涝产生的原因很多，加上水具有流动性，因此治理城市内涝必须坚持系统治理。此次国办文件中提出要“统筹区域流域生态环境治理和城市建设，统筹城市水资源利用和防灾减灾，统筹城市防洪和内涝治理，逐步建立完善城市排水防涝体系”，体现了统筹兼顾，系统治理的思路。坚持系统治理是这是此次内涝治理能够取得成效的关键。 一是要统筹区域流域生态环境治理和城市建设。导致城市内涝的一个重要原因就是一些山水林田湖草等生态空间被破坏，导致山林涵养水，湖塘调蓄水，河道排放水的功能下降。因此，治理城市内涝必须坚持山水林田湖草系统治理。通过全面实施城市生态修复和功能修补工程，建设连续完整的生态基础设施体系。通过保护城市周边的山体、江河湖库、湿地洼地、坑塘沟渠等生态空间，恢复山体原有植被，保留、恢复天然雨洪蓄滞空间和行泄通道，充分发挥自然生态系统对雨水的自然积存、自然渗透、自然净化作用。 二是要统筹城市水资源利用和防灾减灾。我国是缺水国家，400多个城市面临缺水，汛期又有不少缺水城市也出现内涝，“大雨必涝，雨停就旱，旱涝急转”的现象在一些城市十分突出。雨水是上天给予的馈赠，通过科学合理的收集和利用措施，不仅可以降低和减缓城市内涝灾害，还能替代部分常规水资源，促进城市水系统的健康循环。

厌氧生物处理，又被称为厌氧消化、厌氧发酵，是指在厌氧条件下由厌氧或兼性微生物的共同作用，使有机物分解并产生甲烷和二氧化碳的过程。最初的厌氧处理工艺仅被应用于生活污水的处理，之后又被应用于污泥消化分解，进而应用于工业废水的处理，并且发展了很多效果良好的厌氧生物处理工艺。传统厌氧生物处理技术具有水力停留时间长、有机负荷低、池容大等的缺点，制约了厌氧生物处理技术的推广和应用。 随着对全球能源短缺和温室效应等问题的关注，可再生能源的重要性日益显现，而厌氧生物处理技术可将污废水转化为乙酸、甲烷、氢气等可再生能源，既能实现资源化、能源化利用，又能减轻环境污染。因此，对于厌氧处理技术、厌氧反应器的开发研究也变得越来越多。随着对厌氧消化机理研究的不断深人和各种高效厌氧反应器的飞速发展，污废水的生物处理技术已经成为资源和环境保护的核心技术之一。同时，污水厌氧生物处理技术以其成本低廉、稳定高效等特点，在高浓度有机废水、难降解有机度水的处理领域中得到了广泛的应用。‍ 第一代厌氧反应器 早在19世纪，人们就利用厌氧工艺处理废水废物。1881年，法国工程师Louis Mouras发明了用以处理污水污泥的“自动净化器”，从而开始了人类利用庆氧生物过程处理废水废物的历程。1896年英国出现了第一座用于处理生活污水的厌氧消化池，产生的沼气用于照明。1904 年德国的工程师Imhoff将其发展成为Imhoff双层沉淀池(即腐化池)，这一工艺至今仍然在有效地利用。1912 年英国的伯明翰市建立了第一个用土堤围成的露天敞开式消化池。至1914年，美国有14座城市建立了厌氧消化池。1925 年至1926年，美国、德国相继建成了较为标准的消化池。二战结束后，厌氧处理技术的发展又掀起了一个高潮，高效的、可加温和搅拌的消化池得到了发展，厌氧污泥与废水的加温、搅拌提高了处理效率。但从本质上，反应器中的微生物(即厌氧污泥)与废水或废料是完全混合在一起的，污泥在反应器里的停留时间(SRT) 与废水的停留时间(HRT)是相同的，因此污泥在反应器里浓度低，废水在反应器里要停留几天到几十天之久，处理效果差。此时的厌氧处理技术主要用于污泥与粪肥的消化，它尚不能经济地用于工业废水的处理。直至1955年，Soefer开发了用以处理食品包装废水的厌氧接触反应器(AC法)， 取得了良好的效果。 第二代厌氧反应器 随着生物发酵工程中固定化技术的发展，人们认识到提高反应器中污泥浓度的重要性，于是，基于微生物固定化原理的高效厌氧生物反应器得以发展。第二代高效厌氧生物反应器必须满足以下两个条件: 1)系统内能够保持大量的活性厌氧污泥； 2) 反应器进水应与污泥保持良好的接触。 第三代厌氧反应器 20世纪90年代初，人们为实现高效厌氧反应器的有效运行，结合第二代反应器的优缺点，研发了第三代厌氧反应器。第三代厌氧反应器具备占地面积小、动力损耗小等特点，微生物均以颗粒污泥固定化的方式存在于反应器当中，反应器单位容积的生物量比以往更高，能承受更高的水力负荷且具备较高的有机污染物净化效果。反应器内的微生物在不同区域内生长，可以与不同区域内的进水充分接触，完成了一定程度上的生物相分离。第三代反应器的主要代表有:厌氧膨胀颗粒污泥床(EGSB)、内循环反应器(IC)、升流式厌氧污泥床过滤器(UBF)等。 厌氧序批式反应器(ASBR) 厌氧序批式反应器(Anaerobic Sequecing Batch Reactor, ASBR) 是20世纪90年代美国爱荷华州立大学Dague教授等人将好氧生物处理中的SBR法用于厌氧处理中，从而开发出的一种新型高效厌氧反应器。这种工艺能克服污泥流失的问题，且在反应器内能培养出沉降好、活性高颗粒污泥，具有较高的污泥停留时间，低的水力停留时间。虽然ASBR运行上类似于厌氧接触，但ASBR的固液分离在反应器内部进行，不需设澄清池，不需真空脱气设备。另外，ASBR中不需UASB中复杂的三相分器，与其他高效厌氧反应器如AF、UASB等相比，ASBR具有工艺简单、运行方式灵活、生化反应推动力大、耐冲击负荷强等优点。近些年，ASBR受到世界范围内的广泛关注，已成为厌氧生物处理领域的研究热点之一。 厌氧膜生物反应器(AnMBR) 厌氧膜生物反应器可以简单定义为膜分离技术和厌氧生物处理单元相结合的废水处理技术。它的提出始于20世纪70年代，至此，这一技术的研究和开发相继展开。20世纪80年代，美国、日本和南非相继开发了AnMBR技术并用于工业和生活污水处理。由于当时膜生产技术不够发达，膜价格昂贵且膜的使用寿命短，膜通量小等原因，这些技术还是主要局限于实验室和中试规模的废水处理应用。20世纪90年代后，随着研究日益增多，针对AnMBR的研究就主要集中在膜材质与膜组件形式的开发与优化、膜污染表征与控制、反应器的配置与构造以及在各种废水处理中的应用等方面。

由于农业施肥的不合理使用和生活污水、工业污水、养殖污水、农田径流的直接排放，大量氮、磷等营养物质被排入自然水体，对水生生态系统的结构和功能构成严重威胁。目前，污水处理厂被认为在控制污染和改善水质方面起着举足轻重的作用。然而，经过生物处理后的污水处理厂废液中仍有约10-15 mgL−1的氮残留，如果不经任何深度处理直接排放，可能导致富营养化。因此，迫切需要有效的污水处理厂废液深度脱氮技术。本文以新型生物高分子3-羟基丁酸酯和3-羟基戊酸酯的共聚物（PHBV）和PHBV-锯末共混合体为载体，构建了固相反硝化系统，通过中试试验对污水处理厂（WWTPs）废液进行深度脱氮，并通过宏基因组测序分析共混物碳源对微生物群落结构、功能和代谢途径的影响。与PHBV系统相比，PHBV-锯末共混物系统的反硝化处理效果更优：NO3−-N去除率更高（96.58%）、DOC释放量（9.00±4.16 mgL−1）和NH4+-N积累量（0.37±0.32 mgL−1）更低。宏基因组分析证实了两个系统间微生物群落结构存在显著差异，并发现了四种厌氧氨氧化菌的存在。与PHBV系统相比，PHBV-锯末共混物系统的利用降低了产NH4+-N相关酶编码基因的相对丰度，增加了参与厌氧氨氧化相关酶编码基因的相对丰度，这有助于降低废液中的NH4+-N的含量。另外，在PHBV-锯末共混物系统中，产生电子的糖酵解代谢过程的酶编码基因的相对丰度更高。在PHBV-锯末共混物系统中，多种木质纤维素酶编码基因显著富集，保证了该系统的稳定供碳和连续运行。本研究结果有望为固相反硝化技术的推广提供理论依据和数据支持。 论文ID 原名：Metagenomic analyses of microbial structure and metabolic pathway in solid-phase denitrification systems for advanced nitrogen removal of waste water treatment plant effluent: Apilot-scale study 译名：固相反硝化系统中微生物结构及代谢途径的宏基因组分析：基于污水处理厂废水深度脱氮的中试研究 期刊：Water Research IF：9.130 发表时间：2021.3.17 通讯作者：吴为中 通讯作者单位：北京大学环境科学与工程学院环境科学系 实验设计 本研究在宁波南区污水处理厂，以PHBV和PHBV-锯末共混合物为生物膜载体和碳源，构建固相反硝化系统。具体构建方法为：PHBV和PHBV-锯末共混合体分别与8-10 mm的陶粒以3:7的体积比混合均匀，将混合后的基质填充于高100 cm的多孔支撑盘上，以此建立了两个直径20 cm、高140 cm的圆柱形聚氯乙烯固相反硝化系统。该系统启动阶段，将污水处理厂废液与二沉池活性污泥混合后，以1:1的体积比进入固相反硝化系统，进行生物膜培养。之后每天对固相反硝化系统的水质进行分析，5天后，废液中的NH4+-N和NO3−-N浓度分别低于1.0和2.0 mgL−1时，标志着固相反硝化系统正式启动。该系统共计连续运行150天，1-76天固相脱氮系统的水力停留时间（HRT）为3h，77-150天将HRT降至1.5h，以评估脱氮性能的持久性。测得污水处理厂废液的溶解氧（DO）和pH值分别为4.1-8.0 mgL−1和5.68-6.95。 每两天采集一次进水和出水水样。通过0.45μm醋酸纤维素膜过滤后，分别对水样中的NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N、溶解有机碳（DOC）等水质指标进行分析。 在系统稳定运行150天时，分别从PHBV和PHBV-锯末共混物系统中的5个采样点采集生物膜样品，每个采样点取2g均匀混合成一个样本，分别命名为P和PS。每个样本有三个生物学重复。提取相应样品的DNA进行宏基因组测序及分析，以进行微生物群落结构和代谢途径的研究。 结论 以PHBV-锯末共混物为载体的中试规模的固相脱氮系统成功地实现了污水处理厂废液的深度脱氮，其负面影响小于PHBV系统。宏基因组分析表明，在PHBV-锯末共混物系统中，调节NH4+-N产生的编码基因丰度相对减少，而调节厌氧氨氧化作用的编码基因丰度相对增加，最终导致系统出水中NH4+-N积累减少。与PHBV相比，PHBV-锯末共混物系统中GAPDH（EC 1.2.1.59）编码基因的相对亲和力显著提高，促进了微生物的反硝化作用。PHBV-锯末共混物系统中木质纤维素酶编码基因的显著富集表明木质纤维素酶的降解更为活跃，从而保证了碳源的持久供应和固相反硝化系统的稳定运行。本研究首次以PHBV-锯末共混物为载体构建固体反硝化系统，通过中试试验对污水处理厂废液进行深度脱氮，并对该系统中微生物代谢机理进行了研究，为天然生物材料的高效利用以及生物共混合碳源对氮代谢的影响提供了新的思路。

摘 要: 为解决工业园区电镀废水处理后水质未能达标排放的问题, 文章采用混凝沉淀—UF/ 超滤工艺取代原沙滤工段,进行了方案比选,研究了各改造工段的最佳运行参数和经济技术可行性。结果表明，当混凝段PAC投加量为10mg / L，PAM 投加量为70mg /L ，UF工段运行压力0.25MPa,透过率为0.8时,出水中Ni2+、CU2+ 、总Cr、Cr6+ 浓度分别 为0.35、0.38、0.42和0.22mg / L，改造成本仅增加0.8元/t；处理后水质符合广东省地方污染物排放和国家电镀废水处理标准中最严要求,改造工艺技术可行性较好。 建设生态文明是中华民族永续发展的千年大计,党的十九大报告强调,必须树立和践行绿水青山就是金山银山的理念,像对待生命一样对待生态环境；广东省是经济大省，电镀行业发展非常迅猛，但电镀废水不达标排放现象时有发生，严重污染了区域和地方环境，有效地防治污染是建设幸福广东的必然要求[１] ；珠海市某工业园拥有一批电镀企业，主要涉及镀铜、镀镍、镀铬等电镀工艺， 废水含有大量的 CU2+ 、总Cr、Ni2+ 、Cr6+ ,经过简单的化学法处理之后,集中到该工业园污水处理站某一工段进行集中处理，由于该集中处理站工艺简单、设备陈旧等原因，导致CU2+ 、总Cr、Ni2+ 等污染物未能达标排放;文章对该电镀废水处理 工艺，分析出水不达标的原因，以小试实验的方式，探索改造废水处理工段，使废水达到广东省地方标准《水污染物排放限值》 (DB / 26 - 2001) 和 《电镀污染物排放标准》 (GB21900 - 2008)等两者最严标准。 结论 （1）根据珠海市某工业园区电镀废水处理工艺及进水水质现状，采用混凝沉淀—UF/超滤，取代原沙滤工段，能够使得出水满足排放要求，工艺技术可行性较好。 （2）当混凝段ＰＡＣ投加量为10ｍｇ/Ｌ，PAM投加量为70ｍｇ/Ｌ，UF/超滤工段运行压力０.25ＭＰａ，透过率为０.８时，改造工艺出水Ni2+、CU2+、总Cr浓度为０.３５、０.３８、０.４２ｍｇ/Ｌ，满足排放要求。 （3）工艺改造后，运行成本每天增加０.８元/ｔ，总运行成本２元/ｔ，经济可行性较好。

在进行污水处理的过程中，会遇到COD、氨氮、总氮、总磷去除效果差的情况，而之所以会造成这种结果，很可能会是以下这些原因！ 1、COD处理效果差 影响COD处理效果的因素主要有： (1)营养物 一般污水中的氮磷等营养元素都能够满足微生物需要，且过剩很多。但工业废水所占比例较大时，应注意核算碳、氮、磷的比例是否满足100:5:1。如果污水中缺氮，通常可投加铵盐。如果污水中缺磷，通常可投加磷酸或磷酸盐。 (2)pH 污水的pH值是呈中性，一般为6.5～7.5。pH值的微小降低可能是由于污水输送管道中的厌氧发酵。雨季时较大的pH降低往往是城市酸雨造成的，这种情况在合流制系统中尤为突出。pH的突然大幅度变化，不论是升高还是降低，通常都是由工业废水的大量排入造成的。调节污水pH值，通常是投加氢氧化钠或硫酸，但这将大大增加污水处理成本。 (3)油脂 当污水中油类物质含量较高时，会使曝气设备的曝气效率降低，如不增加曝气量就会使处理效率降低，但增加曝气量势必增加污水处理成本。另外，污水中较高的油脂含量还会降低活性污泥的沉降性能，严重时会成为污泥膨胀的原因，导致出水SS超标。对油类物质含量较高的进水，需要在预处理段增加除油装置。 (4)温度 温度对活性污泥工艺的影响是很广泛的。首先，温度会影响活性污泥中微生物的活性，在冬季温度较低时，如不采取调控措施，处理效果会下降。其次，温度会影响二沉池的分离性能，例如温度变化会使沉淀池产生异重流，导致短流；温度降低会使活性污泥由于粘度增大而降低沉降性能；温度变化会影响曝气系统的效率，夏季温度升高时，会由于溶解氧饱和浓度的降低，而使充氧困难，导致曝气效率的下降，并会使空气密度降低，若要保证供气量不变，则必须增大供气量。 2、氨氮处理效果差 污水中氨氮的去除主要是在传统活性污泥法工艺基础上采用硝化工艺，即采用延时曝气，降低系统负荷。 影响氨氮处理效果的原因涉及许多方面，主要有： (1)污泥负荷与污泥龄 生物硝化属低负荷工艺，F/M一般在0.05～0.15kgBOD/kgMLVSS·d。负荷越低，硝化进行得越充分，NH3-N向NO3--N转化的效率就越高。与低负荷相对应，生物硝化系统的SRT一般较长，因为硝化细菌世代周期较长，若生物系统的污泥停留时间过短，即SRT过短，污泥浓度较低时，硝化细菌就培养不起来，也就得不到硝化效果。SRT控制在多少，取决于温度等因素。对于以脱氮为主要目的生物系统，通常SRT可取11～23d。 (2)回流比 生物硝化系统的回流比一般较传统活性污泥工艺大，主要是因为生物硝化系统的活性污泥混合液中已含有大量的硝酸盐，若回流比太小，活性污泥在二沉池的停留时间就较长，容易产生反硝化，导致污泥上浮。通常回流比控制在50～100％。 (3)水力停留时间 生物硝化曝气池的水力停留时间也较活性污泥工艺长，至少应在8h以上。这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除率低得多，因而需要更长的反应时间。 (4)BOD5/TKN TKN系指水中有机氮与氨氮之和，入流污水中BOD5/TKN是影响硝化效果的一个重要因素。BOD5/TKN越大，活性污泥中硝化细菌所占的比例越小，硝化速率就越小，在同样运行条件下硝化效率就越低；反之，BOD5/TKN越小，硝化效率越高。很多污水处理厂的运行实践发现，BOD5/TKN值最佳范围为2～3左右。 (5)硝化速率 生物硝化系统一个专门的工艺参数是硝化速率，系指单位重量的活性污泥每天转化的氨氮量。硝化速率的大小取决于活性污泥中硝化细菌所占的比例，温度等很多因素，典型值为0.02gNH3-N/gMLVSS×d。 (6)溶解氧 硝化细菌为专性好氧菌，无氧时即停止生命活动，且硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多，如果不保持充足的氧量，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧。因此，需保持生物池好氧区的溶解氧在2mg/L以上，特殊情况下溶解氧含量还需提高。 (7)温度 硝化细菌对温度的变化也很敏感，当污水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当污水温度低于5℃时，其生理活动会完全停止。因此，冬季时污水处理厂特别是北方地区的污水处理厂出水氨氮超标的现象较为明显。 (8)pH 硝化细菌对pH反应很敏感，在pH为8～9的范围内，其生物活性最强，当pH＜6.0或＞9.6时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。因此，应尽量控制生物硝化系统的混合液pH大于7.0。