强化生物除磷系统微生物群落结构对水温变化响应的试验研究

在富集聚磷菌(PAOs)且具有较高磷去除率的强化生物除磷(EBPR)系统中,通过对系统水温的控制,研究了EBPR系统微生物群落结构对温度升高和恢复的响应.结果表明,运行温度上升后,EBPR系统除磷效率急速下降.处理水温为25℃和30℃的系统恢复至20℃运行后能够恢复至原始的良好除磷状态,而处理水温为35℃的系统崩溃(磷...     

水温变化对EBPR系统除磷效果响应机制的数值模拟研究

大量研究表明,水温变化会影响聚磷菌和聚糖菌之间的竞争关系,是造成EBPR系统除磷效果波动的重要因素.温度的逐步升高导致聚磷菌在强化生物除磷(EBPR)系统中逐渐失去优势直至系统崩溃.然而,有关如何利用物理模拟和数值模拟手段恢复升温破坏后的EBPR系统除磷效果及其响应机制的研究甚少.本文基于全耦合活性污泥数学模型(FCASM3),对EBPR系统进行数值建模和模拟试验,研究温度变化对EBPR系统的影响,旨在用模型预测及验证水温变化对EBPR系统除磷效果响应机制及适宜聚磷菌生存的极限条件,通过升温破坏及温度恢复的试验与模拟研究,进一步分析不同温度对EBPR系统中聚磷菌和聚糖菌的影响.通过对比FCASM3与国际水协的除磷代谢模型ASM2d在不同运行温度(20℃,25℃,30℃,35℃)下,对EBPR系统出水COD、PO43--P等污染物质的模拟变化趋势,结果表明FCASM3能更好地模拟EBPR系统中聚磷菌和聚糖菌的行为,且随着温度的升高,EBPR的除磷效率下降.在水温升高和恢复的过程中发现,温度升高到35℃,会导致EBPR的崩溃,短时间内不能恢复升温前的除磷效率.     

温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响

以处理城市污水的中试规模生物强化除磷A2/O活性污泥工艺系统为研究对象,考察了温度对系统COD去除和脱氮除磷效果的影响,特别是温度对活性污泥反硝化除磷性能的影响.结果表明,当温度从(30.9±0.8)℃降低到(9.1±0.6)℃时,A2/O系统的脱氮除磷效果显著下降,系统对TN和TP的污泥去除负荷明显下降.通过污泥反硝化除磷活性实验发现,随着温度的降低,系统中活性污泥的最大厌氧释磷速率、最大好氧吸磷速率和最大缺氧吸磷速率都降低.活性污泥中反硝化除磷菌(DPB)占聚磷菌(PAOs)总量的比例随温度降低稍有下降,但平均值仍维持在47.5％左右.用阿伦尼乌斯公式对实验结果进行拟合,得到系统中活性污泥聚磷菌厌氧释磷反应活化能Ea1为148.0 kJ· mol-1,聚磷菌好氧吸磷反应活化能Ea2为228.8 kJ·mol-1,发生在缺氧条件下反硝化除磷菌的吸磷反应活化能Ea3为315.8 kJ·mol-1.对不同温度下污泥絮体粒径分析结果表明,随温度降低,粒径分布更加集中,系统中活性污泥絮体颗粒平均粒径减小,不利于污泥絮体内部反硝化除磷缺氧微环境的形成.     

污水生物除磷机理及其影响因素的研究

探讨了污水生物除磷的机理,对影响生物除磷的各种因素进行了分析研究.     

强化生物除磷系统中胞外聚合物的特性

胞外聚合物(EPS)在生物除磷过程中具有蓄磷能力,为进一步明确生物除磷系统中的EPS特性,以不具有明显除磷能力的全程好氧活性污泥系统(R1)的EPS作为对比,考察了具有良好除磷效果的厌氧/好氧交替下的强化生物除磷系统(R2)中EPS的理化特性.结果表明,相对于R1中的EPS主成分在一个周期内的不固定,R2中的蛋白质含量一直明显高于多糖含量;两者的主要荧光物质均为类蛋白质和类富里酸,但在好氧末期R2中类蛋白质的荧光强度高于R1; R1的EPS中Ca2+> Mg2+,而在R2中, Mg2+>Ca2+,同时R1中的Ca2+含量平均值为8.67mg/gMLSS,大于R2中Ca2+的平均值2.40mg/gMLSS;在好氧末期,R2中的TP为21.65mg/gMLSS,明显高于R1中的TP含量(13.83mg/g-MLSS).此外,R1和R2的zeta电位平均值分别为-36mV和-25mV.由此可见, EBPR系统中的EPS具有与全程好氧活性污泥中的EPS不同的特征.     

强化生物除磷体系中的反硝化除磷

 采用SBR反应器,研究了以硝酸盐作为电子受体的反硝化除磷过程.结果表明,反硝化聚磷菌存在于传统的强化生物除磷体系中.厌氧段磷的释放和COD的消耗成线性关系.通过厌氧/好氧交替运行方式,反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例从13.3%上升到69.4%.稳定运行的厌氧/缺氧SBR反应器具有良好的强化生物除磷和反硝化脱氮性能,缺氧结束时体系中磷浓度小于1mg/L,除磷效率大于89%.     

氨氮负荷对强化生物除磷系统的影响

强化生物除磷系统由于其除磷的高效性及稳定性,一直是国内外学者研究的热点。影响强化生物除磷系统正常运行的因素有很多,氨氮便是其中一个很重要的因素。本文旨在在前人的研究基础上,通过实验研究对比EBPR系统及颗粒化EBPR系统对不同浓度氨氮冲击负荷的耐受性。研究结果表明颗粒化EBPR系统对氨氮的最大耐受浓度可达200 mg L-1甚至更高,较EBPR系统的氨氮耐受负荷高约10倍。     

城市污水除磷技术研究——化学强化一级除磷与生物除磷

文章分析了使用化学强化一级除磷技术存在的主要问题,特别指出了化学絮凝剂在生产过程中存在的消耗人类有限资源及环境污染大等缺点,认为该种除磷方法不符合可持续发展的理念。生物除磷技术因操作方便及二次污染小等特点成为近年来国内外研究的热点。文章通过介绍生物除磷技术的微生物学、除磷效率等领域的研究进展,结合本课题组取得的部分结果,认为科研工作者应重视该技术的应用基础研究并在实际生产中加以推广应用。     

生物除磷系统启动期聚磷菌的FISH原位分析与聚磷特性

应用FISH对以乙酸钠为碳源的强化生物除磷 (EBPR) SBR反应器启动期的微生物进行原位分析,考察除磷生态系统形成过程中聚磷菌种群结构、空间分布关系动态变化及其聚磷特性.结果表明,以异养菌为主的活性污泥经过厌氧/好氧驯化后,聚磷菌大量富集,在全菌中的比例由11.5%增加到40.48%.启动过程中,生物系统内菌群竞争持续进行：首先,聚磷菌淘汰异养菌,历时5 d;聚磷菌种群内选择过程历时19 d;经过优势聚磷菌群的二次增长后,共计34 d完成生物除磷系统的启动.富集过程中快速增殖的聚磷菌不能立刻行使除磷能力,要有一段“积累期”形成一定的PHA和poly-P储备.表现为污染物去除效率滞后于聚磷菌的增殖,经过4～8 d的 “积累期”后上升出现峰值.二次增长的优势聚磷菌群也经过“积累期”后才发挥作用.FISH图片显示,快速增殖期的聚磷菌菌体小,菌群结构松散.经过“积累期”之后,菌体不断增大,并开始紧密聚集形成致密的团状,此时反应器处理效率较高.     

强化生物除磷体系中反硝化聚磷菌的选择与富集

采用SBR反应器 ,对以硝酸盐作为电子受体的反硝化聚磷菌的选择和富集作了研究 .结果表明 ,反硝化聚磷菌存在于传统的强化生物除磷体系之中 .经过 3个阶段的选择和富集 ,反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例从 15 %上升到 73% .稳定运行的强化反硝化生物除磷体系具有良好的强化生物除磷和反硝化脱氮性能 ,缺氧结束时体系中磷浓度小于 1mg L ,除磷和脱氮效率分别大于 94 %和 95 % .     

市政污水处理厂生物除磷运行效能与机理分析

选取浙江北部10个污水处理厂,调研污水厂生物除磷的运行效能并开展污泥活性以及微生物分布特征及其除磷机理的研究.通过活性污泥批试验表明,厌氧释磷率和好氧聚磷率(以P计)平均为2.4mg/(g·h)和2.2mg/(g·h);反硝化聚磷菌(DPAOs)占聚磷菌(PAOs)的比例为0.0%～80.1%.荧光原位杂交法(FISH)对活性污泥微生物群落结构分析表明,聚磷菌(PAOs)比例为2.0%～8.7%,聚糖菌(GAOs)比例为1.3%～22.4%.根据调查结果和生物除磷性能研究,可通过调整污水营养成分和设置独立前置反硝化池等方法改善除磷效果.     

乙酸丙酸比例对富集聚磷菌生物除磷系统影响研究

通过丙酸/乙酸(以C计)比例为0.1、0.5、1、2、10的合成废水,在SBR反应器(1#～5#)中长期驯化聚磷菌(PAO)富集的污泥,研究了丙酸/乙酸比例对增强生物除磷系统(EBPR)中短链脂肪酸(SCFA)降解、溶解性正磷(SOP)的释放/吸收及其去除率的影响.结果表明,PAO对SCFA的利用符合一级动力学过程,PAO对丙酸的利用速率较乙酸快,因此,增加丙酸/乙酸比例有助于EBPR系统的稳定性.随丙酸/乙酸比例增加,SOP的释放与吸收量减少,SOP的代谢速率降低,但SOP的去除率明显增加.因此,增加丙酸/乙酸比例有助于提高EBPR系统除磷效率.     

两类抗生素对EBPR系统的短期生物抑制作用实验研究

基于强化生物除磷(EBPR)系统,从除磷过程、挥发性脂肪酸(VFA)的消耗过程、聚羟基脂肪酸酯(PHAs)的合成与消耗过程、胞外聚合物(EPS)的总量变化过程及比呼吸速率(SOUR)的变化过程等多个角度出发,系统地研究了高浓度(10 mg·L~(-1))红霉素和土霉素对EBPR系统的短期冲击作用.结果表明,高浓度(10 mg·L~(-1))红霉素和土霉素在24 h之内均能对除磷过程产生明显的抑制作用,除磷效率分别下降至63.3%和61.2%.抗生素对VFA的消耗过程并无明显作用,而对PHAs的厌氧合成和好氧消耗过程影响较为显著.同时,高浓度(10 mg·L~(-1))抗生素对EPS中蛋白质(PN)合成量的抑制率在26.7%以上.SOUR变化过程的分析结果表明,抗生素对EBPR系统中微生物的呼吸作用抑制显著,在高浓度(10 mg·L~(-1))抗生素反应器中抑制率在16.0%以上.对比分析结果表明,相同浓度的土霉素比红霉素对EBPR系统的抑制更为显著,且EBPR系统的好氧过程比厌氧过程更容易受到抑制.     

纳米氧化锌对EBPR系统的长期作用机制研究:从宏观到微观

研究了纳米氧化锌(ZnO NPs)对强化生物除磷(EBPR)系统的长期作用机制,系统分析了EBPR系统在ZnO NPs长期抑制下宏观运行性能与微观结构的变化.结果发现,当进水开始添加ZnO NPs后,系统沉降性能随之降低.厌氧释磷速率与好氧吸磷速率均出现显著降低并降至0 mg·g~(-1)·h~(-1)(以每g MLSS释(吸)P量(mg)计,下同),从而使得系统丧失除磷效果.同时,厌氧段COD开始积累.ZnO NPs浓度增加至10 mg·L~(-1)时,多糖与蛋白质含量在抑制条件下均开始减少.通过高通量技术对微观层面进行分析发现,ZnO NPs将会严重抑制聚磷菌的正常生长.ZnO NPs对系统内不同细菌有截然不同的作用,Proteobacteria门在试验过程中比例减小,而Bacteroidetes门却受到促进作用.恢复阶段,较低浓度(2 mg·L~(-1))抑制条件下,EBPR系统恢复速度与程度均优于高浓度(6、10 mg·L~(-1))抑制条件.然而,即使系统得到一定程度恢复也难以恢复到初始水平.     

城市污水处理厂化学强化生物除磷的试验研究

为有效解决北京某城市污水处理厂出水总磷含量较高的实际问题,通过在生物处理工艺(A2O)后端添加化学除磷强化单元的方法,依次开展了实验室试验和现场的生产性试验.实验室试验以好氧池出水为试验用水,对不同浓度梯度的聚合氯化铝(PAC)、聚合硫酸铁(PFS)、三氯化铁(FeCl3)等除磷效果进行了对比研究,并分别对其除磷机理进行了深入的探讨.试验结果表明:3种药剂中,PAC除磷效果最好,当其投加量为60mg/L,投加系数β为4.15时,出水总磷含量可小于0.5mg/L,而且药剂投加成本较低,仅为0.078元/t.现场生产性试验选取好氧池出水端为药剂投加点,对PAC的除磷效果进行现场验证.经试验测定,当PAC投加量为60mg/L,投加系数β为4.22时,污水处理厂出水总磷含量远低于0.5mg/L,符合排放要求.考虑到进水量和负荷的波动,在保证出水达标排放的前提下,为保证药剂的有效利用,通过采取针对性措施提高前端生物除磷效率及反馈投加药剂的方法,以有效减少药剂的投加量及化学污泥的排放量,达到节能减排的目的.     

溶解氧对好氧/延长闲置SBR除磷性能的影响

以合成废水为研究对象,乙酸钠为外加碳源,考察不同溶解氧(DO)浓度下好氧/延长闲置(O/EI)序批式反应器的除磷效果,并通过分析典型周期内磷元素及微生物体内各储能物质的变化,探究DO浓度对O/EI工艺除磷性能的影响机制.结果表明,低DO浓度(1 mg·L-1)条件下,O/EI系统具有良好的除磷效果,除磷率高达96%,单位污泥除磷量为5.02 mg·g-1;而当DO浓度较高(4 mg·L-1)时,反应器内磷的去除率降至50%,单位污泥除磷量仅2.81 mg·g-1.研究表明,在DO浓度为1 mg·L-1时,微生物能合成较多聚羟基脂肪酸酯(PHAs),糖原的合成及利用较少,系统好氧吸磷量远高于其他反应器,并在闲置期释放出更多聚磷酸盐.可见,DO可通过影响微生物体内PHAs和糖原的合成及转化,闲置期释磷,好氧前期释磷及好氧吸磷,进而影响系统的除磷性能.