瓦斯抽采二次膨胀封孔材料膨胀机理及应用研究

为降低瓦斯抽采漏气,开发了1种具备后期膨胀的二次膨胀材料（DE）,以水泥基材料为对比样,利用自制的膨胀力测试装置,以XRD和SEM分别表征其膨胀力及微观结构。研究结果表明:相比水泥基材料,DE材料的膨胀力明显,并表现出显著的时间效应,且DE材料的膨胀力随约束刚度增大而增大;水化1 d时, DE材料较水泥基材料生成更多的钙矾石（AFt）晶体;随着DE材料水化,AFt晶体不断增多,且水化7 d后AFt晶体发生延迟膨胀,这是引起DE材料后期膨胀的主要因素;工程应用表明DE材料可提高瓦斯抽采浓度及纯量,有效改善抽采效果。     

煤化工废水中硫酸盐还原菌的分离及鉴定

从煤化工废水和厌氧污泥中分离出2株高效的硫酸盐还原菌,通过革兰氏染色、扫描电子显微镜观察其形态,通过16S r DNA序列分析法鉴定其种属,并研究其生长特性和硫酸盐还原性能。实验结果表明:菌株SRB-1为革兰氏阴性柠檬酸杆菌;菌株SRB-2为革兰氏阳性丁酸梭菌;两种菌株在最佳条件下培养4 d,菌液菌量均可达到1×106个/m L的水平;在SO2-4质量浓度为1 360 mg/L的条件下,两种菌株的SO2-4去除率分别达到93%和95%。     

混合菌株诱导碳酸钙沉淀修复Cd污染水

利用微生物的酶化作用对水体中重金属镉(Cd)进行矿化固定,以减少交换态重金属在环境中的危害;采用X射线衍射(XRD)、扫描电镜(SEM)、傅里叶变换红外谱(FT-IR)等分析测试手段对2株产脲酶矿化菌株(CZW-1和CZW-3)在单一和混合培养体系下生成的矿化产物进行了表征。结果表明,混合培养能提高细菌脲酶活性、提高细菌对Cd的耐受性及对Cd的去除率。单一培养菌株CZW-1和CZW-3的产脲酶活性分别为17.09 U·mL~(-1)和18.23 U·mL~(-1),对Cd的耐受性为2 mmol·L~(-1),对Cd的去除率为78.15%、80.32%;混合培养细菌脲酶活性为20.79 U·mL~(-1),对Cd耐受性为2.5 mmol·L~(-1),对Cd的去除率为85.50%。3组矿化体系矿化产物均为晶格掺杂、椭球状的CdCO_3和CaCO_3,但细菌混合体系矿化产物的粒度更大。混合培养体系由于微生物协同作用对于重金属污染修复具有更好的效果。     

微丝菌诱发污泥膨胀生长特性控制策略研究进展

丝状菌过量生长诱发的污泥膨胀现象是城市污水生物处理系统稳定运行面临的巨大挑战,它会造成二沉池固液分离困难、出水水质恶化,严重时导致整体生物处理系统的崩溃。其中,微丝菌(Microthrix parvicella)诱发的污泥膨胀现象因其发生普遍,后果严重,在污水日常工艺运行中对其的预防与控制显得尤为重要。目前,由于微丝菌分离困难,已获得的纯培养物在实验室条件下生长极为缓慢,限制了人们对其生理生化特性的深入认识,为建立有针对性的通用控制策略带来了相当难度。从实际污水处理厂的污泥膨胀现象调查与解析、混合培养体系富集模拟实验的结果表明,微丝菌在低水温(12～15℃)、低污泥负荷(0.1 kg·(kg·d)~(-1)(以MLSS计))及含长链脂肪酸的环境中具有竞争生长优势,相关组学研究也证实了其对长链脂肪酸具有良好的吸收能力。丝状菌污泥膨胀的控制手段主要包括非特异性技术(如杀菌剂投加)和针对目标丝状菌的特异性技术(如絮凝剂投加、工艺运行参数调节等);而微丝菌膨胀的传统控制策略存在见效慢、成本高、通用性差等特点。迄今为止,我国针对微丝菌诱发污泥膨胀的有效特异性调控策略依然较少。因此,系统总结目前国内外对微丝菌理化特征与生长特性,详细介绍实际工艺运行过程中对其膨胀现象的控制方法,并提出可能的控制策略对未来的研究方向具有重要的现实意义。     

复合菌对黑臭水体中S2-的氧化条件优化及动力学特性

以S~(2-)的氧化率为主要考察指标,对从北京黑臭水体东沙河筛选获得的3株高效S~(2-)氧化土著微生物sp1(Citrobacter sp.)、 sp2(Ochrobactrum sp.)和sp3(Stenotrophomonas sp.)进行复配,获得硫氧化复合菌(sulphur oxidizing composite microorganisms, SOCM),比较单株菌sp1、sp2和sp3和SOCM对S~(2-)的氧化效果。结果表明,SOCM对S~(2-)的氧化能力明显优于单菌株。SOCM在复配比例为1∶1∶1,温度为25℃,初始pH为7时对北京市东沙河黑臭水样中S~(2-)的氧化效果最好,氧化率最高达到76.7%;同时,色度、COD、NH3-N和TP的去除率可分别达到83.3%、69.2%、77.9%和68.2%。此外,建立了SOCM氧化S~(2-)的动力学方程。当SOCM初始菌浓度从0.01 g·L~(-1)逐渐提高到10 g·L~(-1)时,底物比氧化速率常数Km随之减小,S~(2-)平均氧化速率提高。但是,当SOCM初始菌浓度从10 g·L~(-1)逐渐提高到50 g·L~(-1)时,S~(2-)平均氧化速率不再随着初始菌浓度的升高而加快。最后,将SOCM接种于北京清河和景观沟渠黑臭水样中,其对S~(2-)氧化率分别达到67.0%和64.1%;同时,色度亦分别下降了83.3%和79.2%。研究为黑臭水体的微生物法治理提供了参考。     

应用模式生物检测饮用水源颗粒物的毒性效应

悬浮颗粒物在自然水体中广泛存在,大量小颗粒物(粒径<1μm)可吸附、聚集水中多种污染物,从而形成新的复合污染,影响水生生态系统。已有研究表明,颗粒物粒径越小,传统饮用水处理工艺越难以去除,因此,其表面吸附的污染物也会随之残留在水体中,对饮用水安全产生影响。本研究对南京某自来水厂进水和出水中的颗粒物进行了测定和对比,并选用3种不同种类的模式生物包括发光菌(Photobacterium phosphoreum)、纤细裸藻(Euglena gracilis)和蚕豆(Vicia faba L.),对饮用水源水中不同粒径颗粒物的毒性效应进行了测试。结果表明,传统水处理工艺对小颗粒物(粒径<1μm)的去除效果并不理想;经传统水处理工艺处理后,出水仍显著抑制发光菌发光强度以及纤细裸藻生长,对蚕豆的污染指数较高,可能存在一定健康隐患;进水中颗粒物粒径<1μm组对发光菌发光强度和纤细裸藻生长的抑制效应显著大于粒径≥1μm颗粒物组,蚕豆根尖的污染指数也更高,毒性更强。本研究结果可为饮用水的生物毒性检测和水处理工艺改良提供参考。     

固定化耐低温混合菌对焦化土壤多环芳烃的降解研究

研究了固定化耐低温真菌-细菌混合菌在低温环境下,对焦化厂污染土壤中的菲(Phe)和苯并[b]荧蒽(BbF)降解的动态变化,利用高通量测序技术分析了降解过程中微生物群落多样性变化。结果表明:在低温条件下固定化混合菌对土壤中Phe、BbF的去除率远高于游离混合菌与固定化单菌,在60d的降解周期下,固定化混合菌对土壤中Phe和BbF的降解率分别可达59.61%和45.24%。处理前,土壤中细菌与真菌初始Shannon多样性指数分别为2.79和0.33,细菌远高于真菌,土壤中土著微生物以细菌为主,高丰度的细菌抑制了真菌的生长代谢。处理后,细菌的Shannon多样性指数下降至1.33,真菌的Shannon多样性指数增加至1.01,Phe和BbF的降解与细菌多样性呈负相关,且细菌多样性的降低减少了其对真菌的抑制作用。对比分析了处理前后土壤中微生物群落组成的变化,结果表明:投加固定化混合菌后,固定化混合菌中的假单胞菌(Pseudomonas sp.)SDR4和高山被孢霉(Mortierella alpina)JDR7在低温下生长代谢良好,并成为降解过程中的优势菌,其物种相对丰度分别提高至79.84%与58.63%。固定化混合菌对低温环境有良好的耐性,固定化混合菌的投加提高了菌株对多环芳烃(PAHs)的生物利用有效性,改变了土壤中微生物群落的结构和丰度,可应用于低温土壤PAHs的原位修复。     

一株多环芳烃降解菌的筛选及其降解特性

微生物修复是治理土壤多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)污染的主要方法,而高效降解菌筛选是微生物修复技术的重要基础。从北京焦化厂土壤中筛选分离得到一株PAHs降解菌Q3,通过生理生化和16S rDNA等分析手段鉴定其为Rhodococcus rhodochrous。结果表明:该菌株对芘的耐受能力较强,可降解初始浓度为200 mg·L~(-1)的芘;该菌株具有降解广谱性,可利用苯并[a]芘、苯并[b]荧蒽、二苯并[a,h]蒽、苯并[g,h,i]苝等9种PAHs为唯一碳源进行代谢,特别是对苯并[a]芘等高环PAHs具有较好的降解效果;此外,该菌株可有效降解模拟液中的混合PAHs,并且对野外被PAHs长期污染的土壤具有较好的强化修复效果。投加菌株处理后的处理组与对照组相比,土壤PAHs总去除率提高了24%。以上结果表明该菌株对环境中被PAHs污染的土壤具有较好的强化修复潜力,可为PAHs污染土壤的微生物修复技术提供技术参考。     

不同菌糠生物炭对水体中Cu2+、Cd2+的吸附性能

以菌糠废弃物为原料,采用限氧裂解法在500℃条件下制备香菇菌糠、猴头菇菌糠和平菇菌糠生物炭(LEBC、HEBC和POBC).利用SEM、XRD和FTIR等方法对吸附剂进行了表征;通过吸附动力学、等温吸附、生物炭酸化实验探究了3种菌糠生物炭去除水溶液中Cu~(2+)、Cd~(2+)的效果及机理.结果表明,在溶液初始pH 2—3时,3种菌糠生物炭对溶液中Cu~(2+)、Cd~(2+)的吸附量急剧增加.LEBC、HEBC、POBC对Cu~(2+)、Cd~(2+)的吸附符合准二级动力学模型,对Cu~(2+)的吸附速率分别为10.15×10~(-3)、7.08×10~(-3)、0.69×10~(-3) mg·g~(-1)·min~(-1),对Cd~(2+)的吸附速率分别为6.53×10~(-3)、5.19×10~(-3)、0.26×10~(-3) mg·g~(-1)·min~(-1).不同浓度下LEBC、HEBC、POBC对Cu~(2+)的吸附符合Langmuir模型,最大吸附量依次为56.74、11.98、77.32 mg·g~(-1);而Cd~(2+)的吸附符合Freundlich模型,最大吸附量依次为74.26、36.49、70.2 mg·g~(-1).LEBC在较短的时间内能达到较大的吸附量,可作为去除水体中Cu~(2+)、Cd~(2+)的优质吸附剂.XRD和FTIR等分析结果表明生物炭对Cu~(2+)、Cd~(2+)的吸附机制包括物理吸附、阳离子-π作用、官能团络合及沉淀.3种生物炭经酸化处理后,对Cu~(2+)、Cd~(2+)的吸附能力显著下降,表明生物炭中碳酸盐引起的Cu~(2+)、Cd~(2+)表面沉淀在吸附过程中起重要作用.