含盐量对好氧颗粒污泥稳定性及微生物组成的影响

研究了不同含盐量(以NaCl质量分数计)对好氧颗粒污泥稳定性及微生物组成的影响.扫描电镜观察发现,高含盐量(5.0%)与低含盐量(1.0%和2.5%)下好氧颗粒污泥微生物的组成有较大的差异.低含盐量下好氧颗粒污泥的微生物以细菌(杆菌和球菌)为主;高含盐量下易出现大量的丝状菌,并形成白色和黑色的丝状颗粒污泥,而且丝状颗粒污泥在短期内(1个月左右)仍具有较好的沉降性能和密实性.但这些丝状颗粒污泥在实验后期易变得大而疏松,最终导致反应器运行失败.因此,维持丝状颗粒污泥的密实成长并抑制其发散成长成为控制好氧颗粒污泥稳定运行的关键,尚需进一步研究.     

含盐量对好氧颗粒污泥形成过程的影响

研究了不同含盐梯度废水下好氧颗粒污泥的形成过程.在反应器 R1 中,其含盐量一直维持 1%,其颗粒成中空结构;在 R2、R3 中,其含盐量由 1%提高到 2.5%时,其颗粒发生膨胀破碎;在 R3 中,其含盐量由 2.5%提高到 5%时,其颗粒由疏松变为密实.另外,溶解氧消耗速率(SOUR)随着含盐量的增加而降低.在含盐量为 2.5%时,好氧颗粒污泥的耐盐菌与非耐盐菌均处于不利的生长环境,此时好氧颗粒污泥处于最不稳定的状态,容易发生解体.     

絮凝体的DLA分形模拟及其分形维数的计算方法

运用有限扩散凝聚(DLA)模型对絮凝体的成长过程进行了二维模拟.模拟絮凝体分别采用密度函数法、回转半径法、图像分析法进行分形维数计算,分形维数均随模拟絮凝体尺寸的增大而减小.三种计算方法的结果显示,密度函数法和回转半径法得到的分形维数基本相当,但图像分析法所得到的分形维数较小,约为密度函数法和回转半径法所得到的分形维数的0.8左右,其原因可能是图像分析过程中计算机对图像的识别误差所致.以DLA模型模拟得到的絮凝体内部的孔隙率随絮凝体尺寸的增大而增加.絮凝体中孔隙率的增加是絮凝体密度减小、结构松散的主要原因,也是絮凝体分形维数降低的主要因素.     

蒽和菲的酶促降解条件及动力学特征

研究了蒽和菲酶促降解的最佳反应条件及其动力学特性.结果表明,利用黄杆菌FCN2产生的胞内酶降解蒽、菲时的最佳pH为6,而且在弱酸性介质中胞内酶的活性较高;在30℃-35℃之间胞内酶能保持较好的降解活性,32℃时胞内酶活性最高.对蒽和菲酶促降解的米氏常数分别为3×10-4 mol·l-1和4×10-4 mol·l-1,相同实验条件下,对蒽降解的最大反应速率为2×10-6mol·l-1·min -1,对菲的最大反应速率为1×10-6mol·l-1·min -1.酶促降解蒽的反应级数接近于0.93,表观速率常数的对数lgk为-1.86,而降解菲的反应级数接近于0.76,表观速率常数的对数lgk为-2.05.     

均质滤料过滤阻力的数学模型

以NaCl为示踪剂 ,测定滤层内水流电导率的变化 ,通过分析、计算可以得到滤层内絮体的体积比截留量 .不同条件下的试验结果表明 ,在过滤过程中 ,水头损失梯度的变化只与截留的絮体体积有关 ,与滤床厚度、加药量、滤速的改变几乎无关 .根据示踪剂实验结果 ,得出了滤层过滤阻力数学模型的具体表达式 ,并讨论了相关过滤阻力模型的适用性     

超滤及其组合工艺对污水的深度处理试验

超滤及其组合工艺 ,混凝 UF和粉末活性炭 (PAC) UF对污水深度处理的试验结果表明 ,超滤对水中浊度几乎可以完全去除 ,对细菌和大肠杆菌的去除效率大于 99% ,对水中有机物、氨氮、总铁和总锰也均有一定的去除。超滤前加混凝预处理或粉末活性炭吸附后 ,提高了水中有机物的去除率 ,同时减轻了膜污染 ,提高了膜通量和产水量。此外 ,三种工艺在等量冲洗用水的条件下 ,适当缩短过滤周期 ,增加反冲洗频率均提高了单位能耗产水量。     

环境水体中肠道病原细菌定量PCR检测与膜过滤分析方法的比较

采用通用引物,通过实时荧光定量PCR方法(QPCR),对西安市5个地表水体中肠道病原细菌的细胞密度进行了分析.检测水样体积为100mL,分别于2006年3～6月取自水源水(黑河)、景观娱乐用水(大唐芙蓉园北湖和兴庆湖)、纳污河(浐河)和未消毒的二级出水(北石桥污水处理厂),并将QPCR检测结果与滤膜法(MF)测得的细菌总数、大肠菌群和粪大肠杆菌CFU结果进行了比较分析.5个水体(n=60)检测结果显示,QPCR检测结果是大肠菌群CFU的2.2～5倍,是粪大肠杆菌CFU的7～14倍.病原细菌检测的几何平均值范围,QPCR法在25～67000 CCE·100mL-1之间,MF法大肠菌群在3～45000 CFU·100mL-1之间,粪大肠菌群在0～3000 CFU·100mL-1之间(n=60).两种方法的检测结果使用Spearman秩相关法来计算,结果显示,QPCR检测结果与大肠菌群、细菌总数以及粪大肠杆菌CFU均呈现显著正相关,秩相关系数分别为r=0.983、r=0.908和r=0.948.     

Mn^2＋在黄杆菌FCN2菌株降解芘过程中的作用研究

利用紫外分光光度法和原子吸收分光光度法研究了Mn2 在菌株FCN2生长细胞,悬浮细胞、粗酶液降解芘时的影响作用.在菌体生长期加入0.1～5mmol/L的Mn2 ,对菌体的生长及生长量无影响,但对芘的降解均有促进作用,以加入0.1mmol/L的Mn2 效果最好,其对芘的平均降解率是对照的1.26倍.此时菌株富集的Mn2 为0.025mmol/L;在用无外加Mn2 培养的菌株PCN2悬浮细胞降解芘时,加入0.5mmol/L的Mn2 ,芘的平均降解率为对照的1.67倍.降解反应发生72h后菌株富集的Mn2 为0.18mmol/L;在酶促降解时加入0.1mmol/L Mn2 ,平均降解率为对照的1.30倍.结果表明,在不同时期加入的Mn2 对降解芘均有一定的促进作用.     

污水处理与回用过程对生态毒性的削减和水质安全评价

利用发光细菌急性毒性试验、藻类生长抑制试验、斑马鱼幼鱼致死试验和SOS/umu试验对以A2O-MBR为主要处理工艺的污水处理及回用中生态毒性的变化进行研究,同时利用建立的水质安全性评价体系对再生水回用中的生物安全性进行评价,保障再生水回用的安全性。结果表明,A2O二级生物处理可有效削减荧光抑制毒性、藻细胞生长抑制毒性和斑马鱼幼鱼急性毒性,削减了94%以上,不过遗传毒性只削减了50.92%;由于消毒过程的引入,MBR处理出水的4种生态毒性呈现不同程度的升高,尤其是对遗传毒性和斑马鱼幼鱼毒性;当再生水回用于人工湖之后,4种生态毒性都明显降低,尤其是遗传毒性,削减了89.21%;水质安全性评价结果显示,经A2O生物处理后污水水质等级由C级升高至A级,产生的再生水回用于景观用水之后水质等级由B级升高到A级。研究表明,A2O二级生物处理和人工湖近自然系统能有效降低污水及再生水的生物毒性,而消毒副产物会使MBR-消毒出水毒性增大,并且开放式的生态系统可进一步去除在污水处理过程中未被去除的毒性物质,尤其是遗传毒性物质,从而改善水质。     

基于2D-COS分析的难凝聚有机物臭氧化特性研究

基于二维相关光谱分析,对污水厂二级出水难凝聚有机物的臭氧化特性进行了研究.结果表明,混凝很难去除污水厂二级出水中的溶解性有机物,污水厂二级出水溶解性有机物大部分属于难凝聚有机物,以腐殖酸类物质为主.臭氧氧化可以降低二级出水混凝后上清液的色度及UV₂₅₄,去除率分别可达到70%和40%以上,但是对难凝聚有机物的去除率较低,去除率在10%以下,只是与难凝聚有机物进行了反应,改变其性质.同时,臭氧可以降低二级出水中难凝聚有机物的荧光强度,其中腐殖酸类物质的荧光强度降低较为明显.基于不同臭氧投加量下难凝聚有机物的同步荧光分析,可以得到二级出水难凝聚有机物的二维相关光谱,结果表明,腐殖酸类物质对臭氧氧化最为敏感,腐殖酸类物质与富里酸类物质相比会优先和臭氧反应.