DO对高氨氮渗滤液短程生物脱氮反硝化过程动力学的影响

为考察实际高氨氮垃圾渗滤液短程生物脱氮过程DO对以NO2--N为电子受体反硝化动力学的影响,本研究采用缺氧/厌氧UASB-SBR生化系统处理实际高氨氮垃圾渗滤液,在SBR系统实现稳短程生物脱氮(120d运行)的基础上,取SBR反应器内的污泥进行pH8.0条件下不同DO浓度梯度反硝化批次试验,从而确定DO对以NO2--N为电子受体的溶解氧抑制系数(K′O)的影响.试验结果表明,DO对反硝菌的NO2--N还原活性具有明显影响,与缺氧状态相比,DO为0.4和0.6mg·L-1时,其还原活性分别降低了49.0%和16.3%左右.DO与NO2--N还原速率两者呈指数负相关.DO对NO2--N为电子受体K′O具有显著影响,存在明显的分段现象,每一DO范围内,K′O恒定.     

SBR法短程反硝化动力学分析研究

实验室中采用SBR反应器,研究短程硝化反硝化工艺的影响因素,通过实验数据对SBR短程硝化反硝化工艺的反硝化动力学方程参数进行确定,通过维持SBR反应器内的水温,控制溶解氧浓度和氨氮浓度等反应条件,分析实验数据,最后推导出短程反硝化动力学方程式.实验中,由于反应起始和反应过程中COD和NO2--N浓度远大于饱和常数,所以短程反硝化反应近似于零级反应,亚硝酸盐氮和有机物浓度对反硝化速率影响很小,反硝化速率仅是温度和pH值的函数.     

温度对反硝化过程的影响以及pH 值变化规律

以乙酸钠为碳源,采用序批式反应器(SBR)考察了不同温度对全程和短程2 种类型反硝化的影响.结果表明,在温度为10~30℃时,2 种类型反硝化均可以进行完全.相同温度下,短程反硝化的平均比反硝化速率是全程的1.312 倍.降低温度,2 种电子受体的比反硝化速率均会下降,且20~10℃的温度转变较30~20℃转变的影响显著,其中以NO2--N 的还原过程受低温影响较大.低温(10~15 ) ℃ 条件对NO3--N 向NO2--N 的还原过程有一定抑制作用.在起始电子受体浓度与pH 值相同的条件下,温度越低,反硝化过程中2 种系统pH 值增量越大,反硝化结束时的pH 值越高;温度相同条件下,短程反硝化结束时pH 值曲线上峰点的值高于全程反硝化.     

高氨氮废水短程硝化系统影响因素研究

在SBR短程硝化系统处理高氨氮污水过程中,探讨了温度、pH和DO对短程硝化的影响。实验发现,温度升高可以促进短程硝化实现,当温度在30℃时,短程硝化系统的稳定性能良好,NH4+-N的去除率和NO2--N的积累率均达到了最佳值。适宜的pH有益于NH4+-N的去除和NO2--N的积累,当pH为8.5时,系统的NO2--N积累率较好。DO浓度会影响系统中AOB和NOB的生长平衡,当DO处于0.7~0.9mg/L时,系统内AOB的生长形成优势,NO2--N积累率最高,短程硝化效果最佳。     

高氮渗滤液短程深度脱氮及反硝化动力学

采用单级UASB-SBR生化系统处理实际高氮晚期渗滤液,重点研究了系统的有机物和氮去除特性,同时考察了SBR短程生物脱氮系统内微生物的反硝化动力学特性.试验结果表明,该生化系统能够高效、深度去除渗滤液内高浓度有机物和氮.UASB反应器的平均COD负荷为6.5 kg/(m3.d),去除速率为5.3 kg/(m3.d).在进水COD平均为6 537 mg.L-1,NH+4-N为2 021mg.L-1的条件下,出水分别为354 mg.L-1和2.8 mg.L-1以下,去除率分别为94.6%和99.8%,尤其是该系统获得了99.2%的TN去除率,出水TN20 mg.L-1,实现了深度脱氮的目的.SBR反应器实现并维持了稳定的短程硝化,通过90%以上的亚硝化率实现高效的氨氮去除,同时SBR系统内微生物的反硝化特性符合Monod动力学方程.     

基于碱度平衡与反硝化动力学的厌氧-加原水-间歇曝气工艺配水比例模型

采用批式反硝化试验,研究了BOD5和NOx-N(NO3--N与NO2--N之和)浓度对反硝化速率的影响.结果表明,在碳源充足的条件下,猪场废水厌氧消化液反硝化过程中NOx-N转化为零级反应,与NOx-N浓度无关;在碳源限制的条件下,猪场废水厌氧消化液反硝化过程中NOx-N转化速率与BOD5的关系遵从Monod方程.以Monod方程和碱度平衡为基础,推导出配水比例的数学模型.通过模型分析表明,进水碱度与进水氨氮浓度之比小于3.82时,仅靠配水措施不能平衡整个处理系统的碱度,还需要外加碱度;进水碱度与进水氨氮浓度之比大于6.90时,序批式反应器(SBR)可以直接处理厌氧消化液,不需要配水,厌氧-加原水-间歇曝气工艺不适用.猪场废水厌氧消化液的碱度与氨氮浓度之比大多为3.82～6.90,因此,猪场废水厌氧消化液好氧后处理适宜采用厌氧-加原水-间歇曝气工艺.通过数学模型作图显示,配水比例随着水力停留时间、SBR反应器数量、反应器中微生物浓度、滗水器工作能力以及亚硝化率的增加而减少,随着反应器运行周期的增加而增加.     

乙酸钠作为碳源不同污泥源短程反硝化过程亚硝酸盐积累特性

为探究乙酸钠作为碳源时,不同污泥源外源短程反硝化过程中亚硝酸盐积累特性,采用1号和2号SBR分别接种某污水处理厂二沉池和同步硝化反硝化除磷系统剩余污泥,通过合理控制初始硝酸盐浓度和缺氧时间,实现了短程反硝化的启动,并考察了其在不同初始COD和NO3--N浓度条件下的碳、氮去除特性。试验结果表明:以乙酸钠为碳源,1号和2号SBR可分别在21d和20d实现短程反硝化的成功启动,且其NO2--N积累量和亚硝酸盐积累率(NAR)均维持在较高水平,分别为12.61mg·L-1、79.76%和13.85mg·L-1、87.60%。当2号SBR初始NO3--N浓度为20mg·L-1,且初始COD浓度由60mg·L-1升高至140mg·L-1时,系统实现最高NO2--N积累时间可由160min逐渐缩短至6min,同时NO3--N比反硝化速率(以VSS计)由3.84mg·(g·h)-1增加至7.35mg·(g·h)-1,初始COD浓度的提高有利于实现短程反硝化过程NO2--N积累。2号SBR初始COD浓度为100mg·L-1,当初始NO3--N浓度由20mg·L-1增加至30mg·L-1时,系统NAR均维持在90%以上,最高可达100%(NO3--N初始浓度为25mg·L-1);当初始NO3--N浓度≥35mg·L-1时,系统COD不足导致NO3--N不能被完全还原为NO2--N。此外,在不同初始COD浓度(80、100、120mg·L-1)和NO3--N浓度(20、25、30、40mg·L-1)条件下,2号SBR的脱氮除碳和短程反硝化性能均优于1号SBR。     

以PHAs为固体碳源的城镇二级出水深度脱氮研究

利用从连续运行的缓释碳源滤料滤池中取出的聚羟基脂肪酸酯(PHAs)颗粒,研究了微生物和硝酸盐对其的总有机碳(TOC)释放速率的影响,并研究了温度、pH值、硝态氮浓度对其反硝化速率的影响.结果表明:原有的和附着有微生物的PHAs颗粒在去离子水中TOC释放速率分别为0.030,0.053mg/(g·d),远低于水中有硝酸盐时的TOC释放速率[进水NO3--N为30mg/L时,TOC释放速率为0.533mg/(g·d)].温度和pH值对反硝化速率影响较大, pH值为7.5时,在15~35℃范围内, 30℃下的反硝化速率最大,为0.067mg/(g·h);温度为30℃时,pH值在6.0~9.0范围内,pH值为7.8时的反硝化速率最大,达到0.061mg/(g·h).反硝化速率与NO3--N浓度之间的关系符合Monod方程,最大反应速率和半饱和常数分别为4.74mgNO3--N/(gSS·h)和56.6mg/L.     

以PHAs为固体碳源的城镇二级出水深度脱氮研究

利用从连续运行的缓释碳源滤料滤池中取出的聚羟基脂肪酸酯(PHAs)颗粒,研究了微生物和硝酸盐对其的总有机碳(TOC)释放速率的影响,并研究了温度、pH值、硝态氮浓度对其反硝化速率的影响.结果表明:原有的和附着有微生物的PHAs颗粒在去离子水中TOC释放速率分别为0.030,0.053mg/(g·d),远低于水中有硝酸盐时的TOC释放速率[进水NO3--N为30mg/L时,TOC释放速率为0.533mg/(g·d)].温度和pH值对反硝化速率影响较大,pH值为7.5时,在15~35℃范围内,30℃下的反硝化速率最大,为0.067mg/(g·h);温度为30℃时,pH值在6.0~9.0范围内,pH值为7.8时的反硝化速率最大,达到0.061mg/(g·h).反硝化速率与NO3--N浓度之间的关系符合Monod方程,最大反应速率和半饱和常数分别为4.74mgNO3--N/(gSS·h)和56.6mg/L.     

初始pH值对微生物反硝化的影响

采用模拟硝酸盐污染地下水(简称模拟水)驯化培养反硝化菌,并对初始pH对反硝化菌脱氮能力的影响进行研究。研究结果表明:反硝化菌在初始pH分别为7.0、7.5、8.0、8.5的模拟水中生长速率较快,且反硝化进行到16 h时对应硝态氮的平均还原速率最大,分别为5.48,5.52,5.41,5.50 mg/(L·h),明显高于初始pH为6.5和6.0时3.47,4.67 mg/(L·h)的最大平均还原速率;在反硝化进行到36 h时,初始pH为7.0~8.5的模拟水中的总氮去除率均达到90%以上,pH为7.5时总氮去除率最高,为97.1%。     

FNA的抑制作用及反硝化过程的交叉影响

亚硝酸盐和硝酸盐通常被认为对反硝化细菌的代谢有抑制作用.通过大量批式试验,对不同浓度亚硝酸盐在不同pH条件下对硝酸盐还原的抑制作用及2种电子受体之间的交叉影响做了研究.结果表明,硝酸盐还原与游离亚硝酸(FNA)有显著的相关关系,FNA而非亚硝酸盐是硝酸盐还原的真正抑制剂.FNA浓度为0.01～0.025mg·L-1时硝酸盐还原能力受抑制程度为60%,当FNA浓度0.2mg·L-1时,硝酸盐还原反应被完全抑制.此外,污泥亚硝酸盐还原能力也受FNA抑制,当FNA浓度由0.01mg·L-1增至0.2mg·L-1,亚硝酸盐还原能力下降80%.研究还发现,亚硝酸盐还原受硝酸盐抑制影响很小,不同浓度抑制剂下还原能力恢复达90%以上.相反,硝酸盐还原能力仅恢复3.04%～72.54%,且恢复程度主要取决于抑制剂投加量,而受抑制时间和抑制剂投加方式影响较小.     

己唑醇在水溶液中的光化学降解研究

研究了高压汞灯光源下己唑醇在不同pH缓冲液中的光化学降解特性及NO3-和NO2-对光解的影响.结果表明,己唑醇在水溶液中的光解符合一级动力学规律.不同pH值缓冲溶液中的光解速率排序为:pH=7>pH=9>pH=5.在己唑醇水溶液中添加不同浓度的NO3-及NO2-,均会不同程度地影响己唑醇的光解速率.在0～20mg·L-1的浓度范围内,NO3-对己唑醇的光解均表现为促进作用,且随着添加浓度的增大促进作用增强;NO2-在0.4和2mg·L-1浓度下,对己唑醇的光解有一定的促进作用,而在10～20mg·L-1浓度时,表现为抑制作用.     

臭氧降解高浓度腐殖酸动力学

采用臭氧氧化法降解高浓度腐殖酸废水,并研究了臭氧对腐殖酸的降解动力学,考察了臭氧投量、初始腐殖酸浓度、初始pH和反应温度对臭氧降解高浓度腐殖酸废水的影响.结果表明,在臭氧投量为3.46 g.h-1,初始腐殖酸浓度为1 000mg.L-1,初始pH=8.0,反应温度为303 K,反应30 min的条件下,腐殖酸的去除率达到89.04%.在臭氧投量为1.52～6.01g.h-1,初始腐殖酸浓度为250～1 000 mg.L-1,初始pH为2.0～10.0,反应温度在283～323 K的范围内,臭氧降解腐殖酸符合拟一级动力学模型,通过对实验数据拟合,得到反应动力学方程,反应活化能较低(Ea=1.30×104J.mol-1),并且模型计算数值与实际数据吻合良好(平均相对误差为7.62%).     

颗粒污泥厌氧氨氧化动力学特性及微量NO2的影响

采用批试验方法,研究了颗粒污泥厌氧氨氧化动力学特性及微量NO₂的影响.用Haldane模型描述厌氧氨氧化反应动力学,得到最大氨氮反应速率6.65×10^-3 mg·(mg·h)^-1、氨氮半饱和常数87.1 mg·L^-1和抑制常数1 123 mg·L^-1,亚硝态氮半饱和常数15.39 mg·L^-1和抑制常数159.5 mg·L^-1.微量NO₂对厌氧氨氧化具有强化作用,基于Haldane模型建立了厌氧氨氧化的NO₂强化函数,估计了强化函数中的最大强化系数48.79、NO₂半饱和常数2 480 mg·m^-3、NO₂抑制常数4.22 mg·m^-3和基础速率系数0.018 2.试验中大部分的NO_x出现损失.     

羧基稻草阳离子吸附剂的制备及其去除水溶液中亚甲蓝的研究

为促进工业废水处理并降低废水处理费用,研究了柠檬酸热化学酯化法改性稻草制备可生物降解阳离子吸附剂的方法.实验比较了天然和改性稻草去除溶液中阳离子染料(亚甲蓝)的能力,研究了不同实验参数(pH值、吸附剂量、染料浓度、离子强度、吸附时间)对亚甲蓝吸附效果的影响在pH为2～10范围内,天然稻草去除亚甲蓝的能力随pH值的增加而增加,而改性稻草在pH≥3时对染料的去除率达到最大.改性稻草用量大于1.5g·L-1时几乎能完全去除浓度为250mg·L-1亚甲蓝溶液中的染料.改性稻草用量为2.0g·L-1对浓度为50～450mg·L-1的亚甲蓝溶液去除率保持在98%以上.增加溶液的离子强度会导致亚甲蓝去除率降低.染料吸附等温线符合Langmuir模式.吸附过程符合准一级反应动力学方程.酯化改性使染料的吸附剂粒子内扩散速率常数(kid)大大增加.研究结果表明,改性稻草是良好的亚甲蓝吸附剂.     

Cu、Pb、Cd、Hg亚致死浓度对三疣梭子蟹幼体的影响

为了解海洋重金属污染对三疣梭子蟹的危害,进行了Cu、Pb、Cd、Hg对三疣梭子蟹幼体影响的试验.结果发现,当Cu浓度为0.005mg·L-1(Cu渔业水质标准的1/2倍,简称1/2倍组,下同)以下时,蟹幼体能正常发育至2期幼蟹;Cu浓度为0.01 mg·L-1(1倍组)时蟹幼体也能发育至2期幼蟹,但在试验第19d全部死亡;Cu浓度为0.02 mg·L-1时(2倍组)蟹幼体仅发育至1期后就全部死亡;Cu浓度为0.04mg·L-1(4倍组)和0.08 mg·L-1(8倍组)时蟹幼体只能发育至大眼幼体就全部死亡.Pb浓度为0.025 mg·L-1(1/2倍组)、0.0125 mg·L-1(1/4倍组)时,蟹幼体能正常发育至2期幼蟹;Pb浓度为0.05 mg·L-1(1倍组)时蟹幼体能发育至2期幼蟹,但在试验的第20d全部死亡;Pb浓度为0.1 mg·L-1(2倍组)和0.2 mg·L-1(4倍组)时,幼体仅发育至1期幼蟹就全部死亡;Pb浓度为0.4 mg·L-1(8倍组)时,幼蟹仅只能发育至Z4就全部死亡.Cd浓度为0.00125 mg·L-1(1/4倍组)时,蟹幼体能正常发育至2期幼蟹;Cd浓度为0.0025 mg·L-1(1/2倍组)仅有1期幼蟹出现,至试验结束时虽未死亡,但未能变态为2期幼蟹;Cd浓度为0.005 mg·L-1(1倍组),仅只有1期幼蟹出现就全部死亡;Cd浓度为0.01mg·L-1(2倍组)、0.02 mg·L-1(4倍组)时,仅只能发育至大眼幼体就全部死亡;Cd浓度为0.04 mg·L-1(8倍组),幼体仅只能发育至Z4就全部死亡.Hg浓度为0.0005 mg·L-1(1倍组)时,三疣梭子蟹幼体均能正常发育至2期幼蟹;Hg浓度为0.001 mg·L-1(2倍组)只能发育至1期幼蟹就全部死亡;Hg浓度为0.002 mg·L-1(4倍组)、0.004 mg·L-1(8倍组)仅只能发育至Z4就全部死亡.以上结果说明,Cu浓度为0.005mg·L-1(1/4倍组),Pb浓度为0.025 mg·L-1(1/2倍组)、Cd浓度为0.00125 mg·L-1(1/4倍组)和Hg浓度为0.000125 mg·L-1(1/4倍组)以下进行三疣梭子蟹幼体培育比较安全.     

3种生物处理方式对污泥减量效果的比较及优化

通过间歇试验得到3种生物方式(污泥好氧消化、厌氧消化以及颤蚓摄食)对污泥的比减量速率、污泥减量速率和污泥减量比例.当初始污泥浓度为2 500mg·L^-1时,经过24h减量,颤蚓摄食、厌氧消化和好氧消化3种方式对污泥的比减量速率R分别为0.13 mg·(mg·d)^-1,0.09 mg·(mg·d)^-1和0.03 mg·(mg·d)^-1,对污泥的减量速率分别为315 mg·(L·d)^-1,263mg·(L·d)^-1和65 mg·(L·d)^-1.通过细菌荧光染色和脱氢酶活性检测证实颤蚓摄食在短时间内对污泥中细菌细胞膜的破坏程度最大,可以将颤蚓摄食和厌氧消化相组合强化对污泥的减量.对于初始浓度为2 500mg·L^-1的污泥,颤蚓摄食12h后再厌氧消化36h,可以在2d左右使污泥减量的比例达到30%,减量比速率为0.25 mg·(mg·d)^-1.当初始污泥浓度增加到4 240mg·L^-1,颤蚓摄食时间需要延长到24h方能保证组合工艺对污泥最大程度地减量.     

湖北丹江口水库主要离子化学季节变化及离子来源分析

2004～2006年对丹江口水库中的5个点位水质的 t 、pH、EC、TDS、ORP、SO^2-₄、Cl^-、NO^-₃、HCO^-₃、Ca²⁺、Mg²⁺、Na⁺、K⁺和Si进行了测定.综合运用方差分析及主成分分析对它们的季节变化及其来源进行了研究.结果表明,丹江口库区水体呈弱碱性,属于弱矿化度水,水质类型为HCO^-₃-Ca型水.主要阴、阳离子浓度范围为：Cl^-,（4.0±0.5～6.9±1.8）mg·L^-1;NO^-₃,（4.6±0.9～6.8±1.7）mg·L^-1;SO^2-₄,（24.3±2.7～35.4±6.9） mg·L^-1;HCO^-₃,（133.0±11.7～153.5±29.6）mg·L^-1;Na⁺,（2.0±0.3～5.3±1.0）mg·L^-1;K⁺,（0.7±0.09～1.6±0.7） mg·L^-1;Ca²⁺,（33.0±2.1～46.6±0.8）mg·L^-1;Mg²⁺,（8.0±2.5～10.5±3.2）mg·L^-1.方差分析显示除HCO^-₃和Si外,t、pH、EC、TDS、ORP、SO^2-₄、Cl^-、NO^-₃、Na⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺都表现出了显著的季节性差异,主要离子化学汛期浓度均小于对应的非汛期浓度.Na⁺和Mg²⁺的浓度只表现出秋汛<秋季,NO^-₃和SO^2-₄浓度却呈现出秋汛>秋季,这主要归因于降雨的大气沉降对水化学的贡献不同.HCO^-₃占主要阴离子的75%～88%,Ca²⁺和碱土金属分别占主要阳离子的60%～80%和87%～96%,表明碳酸盐岩风化是水体质子的主要来源及主要化学风化类型.参照我国及世界卫生组织饮用水标准,主要离子的浓度并未对人体产生危害.     

pH值对SBR生物反应器出水溶解态有机质含量与构成的影响

为探讨污水二级生化出水中有机物(EfOM)的构成特点和变化规律,采用配置生活污水,对不同pH值运行条件下, SBR生物反应器出水中的溶解态有机质(DOM)含量和构成进行了比较研究.结果表明,运行期间pH值的调节对SBR反应器出水DOM含量与构成的影响均较大.初始pH为6.5的SBR反应器, pH值降低为6.0后,出水DOC由原来的4.0mg·L-1不断升高,进一步提高pH值,能够起到一定的缓解作用;初始pH为8.0的SBR反应器,出水DOC从4.0mg·L-1快速降低并保持在2mg·L-1左右, pH值降低为6.5后, DOC变化不大.单宁酸和蛋白质、碳水化合物、DNA等微生物代谢产物(SMPs)是出水DOM的主要组成部分, pH值对SMPs生成的影响是一个长期的过程,运行过程中降低pH值,造成出水SMPs含量不断升高. pH值对整个循环过程中溶解态有机物降解情况的影响,在厌氧阶段发挥了主要作用,较高pH值有利于厌氧阶段有机物的降解,而好氧阶段的有机物降解受pH值影响不大.