微生物强化MBR工艺剩余污泥的好氧消化过程

为了考察原位污泥减量技术产生的长污泥龄污泥好氧消化可能性,以某污水处理厂MBR工艺产生的剩余污泥为研究对象(污泥龄为60 d),将实验筛选得到的强化效果最佳的3种菌种(分别为B4、H4和N2)分别投加到MBR剩余污泥好氧消化反应器中。经过58 d的好氧消化后,投加B4、H4和N2的3个反应器MLSS消解率分别比污泥对照提高了13.2%、11.7%和6.2%,其中投加B4菌种MLSS消化效率提高最多。MLVSS消解率分别比污泥对照提高18.8%、20.0%和11.0%。研究表明原位污泥减量技术产生的长污泥龄污泥具有污泥好氧消化的可能性,同时筛选出来的3种菌种在消化过程中有明显的强化效果。随着消化反应的进行到52 d,反应器中出现大量的硝酸盐氮和总磷的积累。观察反应过程中氨氮、硝酸盐氮、p H和总磷的变化,大量的硝酸盐存在时诱导以硝酸盐为电子受体的反硝化除磷的进行。在消化过程中,磷溶出情况取决于污泥的水解程度,投加菌种加速了总磷溶出和提高了污泥的水解程度。同时投加菌种强化好氧消化显著降低污泥的SVI,投加菌种在强化好氧消化过程中能更多地消耗污泥中有机物,进而提高消化效率。     

好氧颗粒污泥对膜生物反应器污泥性能的影响

采用膜生物反应器进行含酚废水的处理,探讨投加好氧颗粒污泥对反应器中污泥性能的影响。结果表明,在膜生物反应器中投加好氧颗粒污泥能有效改善污泥性能,提高处理效果。从采用絮状污泥到逐渐增加好氧颗粒污泥投加量为100%的过程中,反应器中污泥浓度明显提高,MLSS由5 582 mg/L增加到8 168 mg/L;沉降性能得到改善,SVI由135.85 mL/g下降到29.36 mL/g;疏水性增强,Zeta电位由-20.302 mV升高到-4.325 mV;对含酚废水中COD、NH3-N的降解能力明显提高,COD、NH3-N、NO3-N去除率分别由87.3%、83.2%、55.3%增加到99.2%、94.9%、66.3%。改善了膜污染现象,膜通量衰减率由63.3%降低到42.8%。用二元多项式三维回归分析,得到污染物去除率关于好氧颗粒污泥投加量和反应器运行时间的二元方程,对指导好氧颗粒污泥膜生物反应器的连续运行具有重要意义。     

低强度超声波预处理对污泥自热式高温好氧消化的影响

以0.3 W·cm-2的低强度超声波对调配好的污泥进行5、10和20 min的辐照,再经过12 d的自热式高温好氧消化(ATAD)。结果表明,适当的低强度超声预处理能够有效地加快稳定化进程,其中超声波辐照10 min后的实验组效果最好,在第8.5天时,温度升高至58.3℃,VSS去除率达到42.1%,比未经超声预处理的实验组提前2 d达到稳定状态。在消化过程中脱氢酶的活性与VSS去除率有着很好的相关性(R20.86),它能有效地表征VSS的高温好氧降解规律及有机物去除程度。稳定后的污泥上清液中TP浓度降至初始浓度的40%以下,TOC浓度升高至初始浓度的3~4倍。然它们的浓度仍很高,仍会给后续处理增加一定的负担。     

污泥的高温微好氧消化-厌氧消化工艺研究

城市污泥含有大量有机物和病原菌,需要稳定化处理。采用新型工艺高温微好氧与中温厌氧两级消化工艺(ATMD-MAD)处理城市污泥,与全程厌氧消化工艺(MAD)相比,不仅回收能源气体甲烷,而且缩短稳定化停留时间。55℃高温微好氧消化停留时间为2 d,后接35℃中温厌氧消化共运行24 d。结果表明,在ATMD-MAD系统中污泥的挥发性悬浮固体VSS去除率能在22 d时达到污泥稳定化要求的40%以上。ATMD-MAD工艺的单位VSS甲烷产量最高为496 m L/g VSS高于MAD工艺。在消化的前14天,可溶性挥发有机酸VFA在ATMD-MAD系统中的总量比MAD高出20%;在消化的第2天,ATMD-MAD系统中可溶性COD(SCOD)高出MAD工艺43.8%。ORP的变化反映了ATMD-MAD工艺保持了较好的厌氧状态,消化开始时的头2天限量曝气并没有给厌氧带来冲击。     

磷酸盐缓冲液初始pH值对高含固污泥厌氧消化性能影响

在高含固污泥厌氧反应器中投加浓度为20 mmol·L-1(以P元素计)的磷酸盐缓冲溶液,考察不同pH值的缓冲溶液对污泥厌氧消化效果的影响。结果表明,投加pH为7.0的缓冲溶液后,总甲烷产量达到最大值61.08 L,较对照提高了38.1%,而投加pH为7.5和8.0的缓冲溶液后对产甲烷过程产生了抑制。投加缓冲溶液的各组厌氧消化至45 d,污泥的VS去除率均高于对照组。动力学研究表明,蛋白质和多糖的降解符合一级反应动力学,投加缓冲溶液有利于加速蛋白质的降解,而对多糖的降解无明显影响。     

城市污水厂污泥内循环自热高温微好氧消化的处理

利用一种新型的内循环自热式污泥高温微好氧消化装置对城市污泥进行消化处理。通过在反应器中增加内筒的方法,使得内筒中污泥通过搅拌器的提升作用在内外筒之间循环以提高消化速率。结果表明,增加内筒之后,消化系统的污泥VS去除率在第16天达到了41.52%,而未添加内筒的反应器污泥到第20天时仍未到达稳定化水平。因此,加了内筒的单段式ATAD消化反应器与不加内筒的单段式ATAD消化反应器相比可以使得污泥更快地达到稳定状态。另外,与没有内筒相比,增加内筒后反应器顶部和底部的ORP和pH值均维持较高水平,消除了曝气死角。增加内筒后,顶部和底部污泥上清液中SCOD、VFA、TN、NH+4-N和TP浓度基本保持一致,而没有内筒则相差较大,表明增加内筒后,反应器内污泥混合更加均匀。     

臭氧氧化污泥的试验研究

采用接触反应柱对污泥臭氧氧化过程中污泥性质的变化进行了研究。结果表明,在相同臭氧投量下,低浓度臭氧分解污泥的效率较高;在臭氧投量为0．1gO3／gss、臭氧浓度为16．8mg／L时,臭氧化使污泥溶液中的溶解性TOC从114．9mg／L增加到803．7mg／L;臭氧氧化后溶解性IC(无机碳)从2．63mg／L减少到1．02mg／L;臭氧氧化显著提高了污泥沉淀性能,氧化后污泥的SV和SVI相当于氧化前28．9％和58％。臭氧氧化使污泥的pH从初始的7．13降低到投量增加到0．44gO3／gss时的4．40。污泥臭氧化的最佳投量点为0．1gO3／gSS。     

新型活性污泥的培养及其处理高盐有机废水

在好氧反应器中,将海泥通过海水和营养物质培养成新型的活性污泥,在处理含盐废水时有较好的活性和沉降性能,对这种新型的活性污泥我们称其为海洋活性污泥。通过10周的培养,海泥的污泥体积指数（SVI）从最初的19 mL/g升高到70 mL/g,对有机废水处理12 h后高锰酸盐指数（CODMn）降解率达到90%,氨氮降解率达到45%。在污泥培养时,营养物质投加频率为一日一次最有利于污泥的培养,又葡萄糖比淀粉更有利于污泥的培养。对于含盐有机废水的处理,海洋活性污泥也比传统活性污泥有优势,甚至对于含盐量6%的高盐有机废水,处理12 h后能达到CODMn降解率达为70%,氨氮降解率达到30%。当NaCl浓度高于6%,海洋活性污泥仍具有一定的活性,但仍能观察到明显的抑制作用。此外,海洋活性污泥具有比传统活性污泥更强的盐度变化抗性,甚至在低盐度下盐浓度变化时,海洋活性污泥的氨氮降解稳定性也优于传统活性污泥。     

微生物制剂强化SBR处理系统

应用固定化生物催化剂(IBC)进行SBR处理系统强化实验,考察了IBC的投加对SBR的处理效果和活性污泥的影响。结果表明,投加IBC能够提高SBR的污染物处理效率,相对于对照组,实验组的COD、NH3-N、BOD5和TP去除率分别提高了9.75%、19.36%、6.28%和28.09%。实验组和对照组SVI变化不大,投加微生物制剂IBC并没有显著提高活性污泥的沉降性能。但实验组活性污泥的OUR、SOUR和SBI均高于对照组,这表明IBC的投加提高了SBR中污泥活性,且优化了活性污泥中微生物群落结构。     

甜菜碱对肝素钠废水好氧处理的影响

肝素钠废水因含高钠盐而导致其生物处理效率受到较大程度的抑制,对于如何改善高盐下的生物处理效率已成为目前研究的热点。针对SBR工艺处理高盐肝素钠生产废水的好氧生物处理过程,以污泥对有机物、氨氮的去除效率为要点,探讨了甜菜碱对活性污泥性能的影响效果。实验结果表明,(1)当稳定的好氧处理系统受到高钠盐冲击时,投加甜菜碱,TOC的去除率能提高9%~22%,氨氮的去除率能提高9%~16%;(2)当甜菜碱添加浓度为1 mmol/L(即117 mg/L)时,系统污泥性能的改善效果最好,TOC的去除率提高了15.3%,氨氮的去除率提高了18.7%;(3)甜菜碱的一次性添加对活性污泥性能的影响存在一定的持续性,持续时间约为6 d。     

零价铁强化城市污泥与垃圾焚烧厂渗滤液协同厌氧消化

针对城市污泥(初沉污泥、剩余污泥)和垃圾焚烧厂渗滤液2种市政废物的协同厌氧消化产气量不足的问题,采用投加零价铁的方式,探究零价铁对厌氧消化过程中产酸和产甲烷阶段的强化作用,并研究消化前后COD、VSS、氨氮以及上清液离子的变化。以初沉污泥与剩余污泥体积比4∶1、渗滤液添加量为15%的基质作为底物,投加不同浓度零价铁进行厌氧消化。结果表明:零价铁能有效提升协同厌氧消化系统中总挥发性脂肪酸产量、促进丙酸分解、进一步降解复杂有机物;当零价铁投入量为4 g·L~(-1)时,累计产甲烷量最高达189.65 mL·g~(-1)(以VSS计),相比对照组提升了30.1%,其产气速率符合一次函数和Scholl Canyon模型指数衰减规律;在25 g·L~(-1)和40 g·L~(-1)的高投加量零价铁条件下,产气高峰提前,但累计甲烷产量低于对照组;随着零价铁的投加量增加,COD降解率呈下降趋势,VSS降解率提升,氨氮变化不大;此外,消化液上清液中,正磷酸盐、硫酸根浓度明显减少,这与亚铁离子的混凝沉淀作用相关,同时也是削弱零价铁强化作用的原因之一。研究结果可为城市污泥和垃圾焚烧厂渗滤液协同厌氧消化提供参考。     

好氧颗粒污泥降解苯酚

以人工配水启动SBR,逐步提高进水苯酚浓度,探究好氧颗粒污泥对苯酚的降解能力,同时分析苯酚对好氧颗粒污泥特性的影响。经过55 d的运行,进水苯酚浓度逐渐增到3 000 mg/L,苯酚、COD及NH+4-N去除率分别达到了98.33%、97.27%和57.58%,好氧颗粒污泥表现出对苯酚的良好的去除能力。扫描电镜照片显示投加苯酚后的颗粒污泥表面更加光滑,结构更为紧凑。胞外聚合物红外光谱分析表明投加苯酚前后好氧颗粒污泥EPS的主要组分没有明显改变。苯酚毒性刺激了颗粒污泥分泌更多胞外聚合物,胞外聚合物中多糖含量由初始的12.70 mg/g VSS增加到35.17 mg/g VSS,蛋白含量由4.93 mg/g VSS增加到8.01 mg/g VSS。投加苯酚后的污泥粒径明显增大,主要污泥粒径由0.5~2.0 mm增大到2.0 mm以上。     

SBR系统在低浓度污水条件下培养的好氧颗粒污泥特性及微生物分析

分别采用两段式装置(升流式水解酸化池+SBR(R1))和一段式SBR(R2及R3)小试装置,处理实际污水(R1及R2)及人工配水(R3),考察了不同水源对好氧颗粒污泥的粒径分布、沉降性能以及微生物群落的影响。结果显示,大多数颗粒的粒径均集中在0.12～0.3 mm之间,在R1、R2及R3中的占比分别为32.78%、38.61%和50.28%。当粒径介于0.3～0.5 mm、大于0.5 mm时,R1与R2中的颗粒分配均显著高于R3中的颗粒分配。结果表明,低浓度人工配水(COD均值480 mg·L~(-1))易形成中等粒径的颗粒,而低浓度实际污水(COD均值173 mg·L~(-1))更易形成较大的颗粒。当体积交换比从90%降为50%,R1和R3的SVI30/SVI5维持在0.85以上,R2的SVI30/SVI5出现下降的趋势,这可能是进水中较高的悬浮颗粒引起的污泥轻微膨胀所致。3个主反应器取污泥(分别记S1、S2及S3)进行高通量分析,氨氧化菌Nitrosomonas、氨氧化古菌Nitrososphaera、反硝化聚磷菌Dechloromonas等脱氮除磷优势菌属在S1、S2中的相对比例明显高于在S3中的相对比例。丝状菌方面,在有机负荷率(OLR)较低条件(0.91 kg·(m~3·d)~(-1))下,有利于Aquaspirillum、Enhydrobacter的生长,而较高的OLR(0.91 kg·(m~3·d)~(-1))有利于Acinetobacter的生长。污水中多种类的有机物,不仅有利于形成致密的胞外聚合物,而且可提高脱氮除磷优势菌属在颗粒污泥中的相对比例。     

真菌和细菌对染料吸附脱色的高效共培养体系研究

在含有真菌G－1培养液中加入染料厂污水排放口的污泥样品，从发生快速脱色降解染料的混合培养液中分离出2株染料脱色细菌L－1和L－2，经API鉴定系统鉴定，确定菌株L－1为Enterobacter sp.，菌株L－2为Pseudomonas sp.,研究比较了单一和不同组合混合的真菌G－1菌株（Penicillium sp.)，细菌L－1菌株（Enterobacter sp.)和L－2菌株（Pseudomonas sp.)对偶氮染料红M－3BE（C.I.Reactive Red 241)和蒽醌染料艳蓝KN－R（C.I.Reactive Blue 19)的去除情况，发现G－1真菌和2种细菌组合的共培养体系对50mg/L红M－3BE和艳蓝KN－R处理5h去除率达100％和97．9％，并且是以脱色降解作用为主，建立了染料脱色降解菌的最佳组合，进一步测定了此最佳共培养体系对另外13种不同结构染料的脱色降解，结果表明，除对蒽醌染料R－478脱色降解较差外，对其他染料均可在1h-3d被完全脱色降解，表现出脱色降解染料的广谱性，向培养4d的共培养体系中依次加入8种染料，菌体可对染料连续脱色，维持脱色能力达8d左右。     

强化陶粒-BAF处理微污染水源水中的碘普罗胺

将一株碘普罗胺降解菌Pseudomonas sp.I-24及从菌株中破碎得到的降解酶分别与活性污泥同时挂膜,考察强化陶粒-曝气生物滤池(BAF)对微污染水源水中碘普罗胺(IOP)的处理效果,结果表明,降解菌和降解酶对IOP的去除率有稳定的提高,在水力负荷0.08 m3·(m~2·h)~(-1),溶解氧9.5 mg·L~(-1),碳源为淀粉的条件下,2组滤池IOP最大去除率分别为98.12%和98.68%,且在不利条件下运行稳定性较强。然而投加降解菌和降解酶的滤料表面生物数量少于对照组滤料,表明降解菌和降解酶的投加存在影响生物膜种群结构的可能。     

好氧/缺氧消化降解污泥特征分析

为考察好氧/缺氧消化过程中污泥降解的特征,利用2个反应器进行对比试验,研究好氧/缺氧和好氧消化2个过程中VS的去除,pH和碱度变化,消化上清液中COD和氮元素变化等情况。试验结果表明:好氧/缺氧消化能够满足污泥稳定的要求,在常温条件下,消化16 d VS去除率即可达到38.2%,同时比好氧消化节约曝气能耗。好氧/缺氧消化对污泥中总氮的去除率高于传统的好氧消化,达到了36.4%,而且能够降低消化污泥上清液中的氨氮和硝态氮浓度。     

FeCl_3及AlCl_3对中温厌氧消化系统产生H_2S的抑制作用

以某污水处理厂初沉污泥和生物污泥为研究对象,研究了Fe Cl_3及Al Cl_3不同投加浓度对污泥中温厌氧消化系统硫化氢产生的抑制作用,利用16S r DNA高通量测序技术及定量PCR技术分析了消化污泥中硫酸盐还原菌的变化。结果表明,Fe Cl_3及Al Cl_3的投加对污泥厌氧消化系统中H_2S的产生都具有抑制作用,Fe Cl_3的抑制效果优于Al Cl_3。随Fe Cl_3及Al Cl_3投加浓度的增加沼气中H_2S浓度下降,Fe Cl_3投加浓度为150 mg/L时,H_2S含量降至零;通过分析硫酸盐还原菌的序列数并采用定量PCR测定样品中的dsr B基因拷贝数,投加Fe Cl_3及Al Cl_3的消化系统的硫酸盐还原菌数量在实验第9天大幅降低,这与该系统硫化氢浓度变化规律一致,可以推断,Fe Cl_3及Al Cl_3对硫酸盐还原菌的抑制是沼气中硫化氢含量降低的重要原因之一。     

混凝强化形成好氧颗粒污泥

为了缩短好氧颗粒污泥形成的时间,通过在颗粒污泥形成初期投加混凝剂的方式,研究强化造粒条件下颗粒污泥的形成过程及其特性。结果发现,投加混凝剂后,反应器在第8天出现了颗粒污泥,并在第25天时实现完全颗粒化,比未加混凝剂反应器颗粒形成的时间缩短了2 d,完全颗粒化时间缩短了10 d。强化造粒条件下形成的颗粒污泥,颗粒强度、比重分别为99.03%和1.1892,分别比对照高出3.28%和0.1539。可以看出,在混凝强化造粒条件下培养出的颗粒污泥,与常规方法相比具有颗粒化进程快,颗粒强度大,比重大等优点。     

石灰投加比对污泥低温干燥特性及冷凝液性质的影响

为研究污泥石灰低温干燥特性,分别向脱水污泥中投加0%、3%、5%、7%、10%、12%和15%的石灰,对投加石灰后污泥低温干燥过程中含水率和干燥速率变化进行了研究,并对干燥后冷凝液的性质进行了分析。结果表明:低温条件下,向污泥中投加石灰后,污泥干燥过程中的含水率迅速降低,石灰投加比与混合后污泥初始含水率呈线性关系,与污泥临界含水率呈二次函数关系;投加石灰可以提高污泥的最大干燥速率;用干污泥代替部分石灰对污泥进行干燥,既可降低成本,又不影响干燥效率;污泥石灰低温干燥的冷凝液呈弱碱性,随着石灰投加比的增加,冷凝液中COD和TOC浓度降低,NH+4-N浓度略有升高,但冷凝液中污染物浓度均较低,可不经处理直接排入城镇污水处理系统。     

剩余污泥混合对絮凝污泥厌氧消化的强化

为了考察絮凝污泥与剩余活性污泥混合中温(35℃)厌氧消化效果,分析了不同混合比例、不同投配率下的总化学需氧量(TCOD)去除率、挥发性固体(VS)降解效果,通过p H值与氨氮浓度的变化来分析各反应器的稳定性。结果表明:污泥混合后消化效果明显得到提高,且污泥消化效率随着投配率的增加先提高后下降。5%投配率时,絮凝污泥/剩余污泥(VS比)为1∶2时厌氧消化效果最好,TCOD去除率达到47.8%,VS降解率达到46.8%,分解单位VS产气量达到了435 m L/g,p H值与氨氮浓度分别保持在7.4和269 mg/L左右,混合污泥厌氧消化系统较稳定。这说明与剩余污泥的混合消化能有效提高絮凝污泥的厌氧消化性能。污泥絮体的显微分析表明:厌氧消化过程中絮体面积百分比逐步减小,污泥结构逐步解体,可以解释污泥消化的微观过程。