投加硅藻土对MBR处理校园生活污水影响的研究

实验研究了投加硅藻土对膜生物反应器处理校园生活废水效果的影响。两组膜生物反应器的对比实验结果表明:投加硅藻土有利于MBR工艺中活性污泥的培养和出水的稳定。投加硅藻土使MBR的出水COD质量浓度稳定在25 mg/L以下,BOD5质量浓度小于5 mg/L,NH3-N质量浓度0.4 mg/L左右,TP质量浓度小于0.5 mg/L,SS未检出,出水水质更加稳定。     

铁离子对膜生物反应器中污泥性质及膜污染的影响

以处理模拟生活污水的平板膜-生物反应器为依托,将进水铁离子质量浓度分别调配成6 mg/L、1g mg/L、40 mg/L,考察三价铁离子对膜生物反应器中污泥性质及膜污染的影响.结果表明,投加铁离子对平板膜-生物反应器的出水水质影响不大.随着铁离子投加质量浓度的增加,跨膜压差(TMP)增长趋势变小,膜污染得到缓解,其中铁离子投加质量浓度为40 mg/L时,膜污染控制效果最好.铁离子的投加强化了生物絮凝作用,造成污泥质量浓度的上升,溶解性微生物产物(SMP)和松散型胞外聚会物(LB-EPS)质量比的下降.从膜阻力分析可以看出.投加铁离子主要是降低SMP和LB-EPS等凝胶层污染物引起的外部阻力.     

US/Fenton试剂协同处理焦化废水的研究

采用US (超声波)协同Fenton试剂氧化法处理焦化废水,考察了H2O2投加量、Fe2 投加量、废水的pH、反应时间和超声波功率对处理效果的影响,确定了最佳工艺条件.结果表明,在H2O2投加量7.0 g/L;Fe2 投加量500 mg/L;pH=3.0; 反应时间 40 min; 超声波功率 600 W 的条件下,COD、NH3-N、CN-和色度的去除率分别达95.8%、71.3%、69.5%和75.2%,出水COD降至41.0 mg/L.在相同条件下,US/Fenton试剂协同法的处理效率比单独Fenton试剂氧化法的处理效率提高了约20%,且反应时间显著缩短.     

催化氧化法处理焦化污水生化出水的中试研究

采用ClO_2三相催化氧化工艺对焦化污水二沉池出水的处理进行了中试研究,考察了进水量、供气量、加药量等参数对焦化污水COD处理效果的影响,得出的最佳工艺条件为:进水量0.2 m~3/h,有效催化剂用量0.5 m~3,供气量10 m~3/h,盐酸投加量60 m L/h,氯酸钠投加量30 m L/h。最佳工艺条件下,平均出水COD为44 mg/L,平均去除率为80.3%,能达到国家一级排放标准。     

酵母融合菌-活性污泥曝气处理含镍废水研究

利用酵母融合菌RJ与活性污泥曝气处理含镍废水.实验结果表明,融合菌对废水中的镍具有很强的富集性能,投加10g/L菌体,处理20 mg/L含镍废水,去除率可达70.10%;同时投加6g/L活性污泥,去除率上升到80.73%,出水固液分离效果得到改善;且融合菌的pH值适用范围较广,当pH=3～9时,去除率均在75%以上;溶解氧是影响曝气生物吸附的重要因素,在缺氧或富氧环境下,生物吸附会受到抑制,DO为2.5～4.5 mg/L时吸附效果较好;融合菌-活性污泥曝气处理不同浓度Ni2 的吸附等温线符合Freundlich模型,相关系数为0.997 5.     

A/DAT-IAT生物膜法处理高含盐废水

以含盐量为60 000mg/L(以NaCl计)的模拟工业废水为研究对象,利用A/DAT-IAT生物膜反应器,研究A/DAT-IAT工艺对投加悬浮填料后高含盐废水的处理,并以CODCr、NH4 -N、PO43--P等作为指标评价处理效果.试验结果表明,在总水力停留时间(HRT)为13 h、pH=7,5、25℃条件下,进水ρ(CODCr)、ρ(NH4 -N)和ρ(PO43--P)分别为907.4～1 210.0 mg/L、86.2～99.7 mg/L和3.6～5.1 mg/L.CODCr、NH4 -N和PO43--P的平均去除率分别为73.9%、38.6%和93.5%,平均出水SS为198 mg/L,其中CODCr和PO43--P的去除效果较好.研究表明,A/DAT-IAT生物膜法较其他活性污泥法有了较大的提高.     

DO和碳源投加方式对同步硝化反硝化的影响

采用SBR反应器,以人工模拟高浓度氨氮废水为进水,研究DO质量浓度和碳源投加方式对同步硝化反硝化的影响.结果表明,在连续投加碳源的条件下,当SBR内的DO质量浓度分别为3 mg/L、0.9 mg/L、0.5 mg/L、0.3 mg/L时,都发生了同步硝化反硝化,TN的去除率分别为24.87%、33.80%、37.07%及29.06%;DO质量浓度为0.5mg/L时,TN去除效率最高.SBR内的氨氮负荷可以达到0.64kg N/(m3·d),即使在0.3 mg/L的低溶解氧环境下,COD和氨氮的去除率都可以达到90%以上.控制SBR内DO质量浓度恒定为0.5mg/L,采用一次性投加碳源方式时,TN去除率仅有30.31%;当采用连续投加碳源方式时,TN去除率为50% - 60%;采用半连续投加碳源方式时,TN的去除率可达81.48%.试验过程中,活性污泥絮体粒径为0.2～0.5 mm,大于普通的活性污泥工艺中的絮体.较大的絮体使得絮体内存在较大的缺氧区,有利于取得较高的脱氮效率.     

磁粉活性污泥法处理城市生活污水的反应动力学特征

磁粉活性污泥法是在传统活性污泥法中加入磁性粉末(Fe3O4)的废水生物处理方法。在最佳运行状况下,对磁粉活性污泥法基质降解动力学进行了研究。磁粉活性污泥法基质降解符合一级反应规律,利用Monod方程对试验数据进行拟合,确定了其动力学参数,半速率常数Ks、有机底物的最大比降解速率vmax分别为10.39 mg/L和0.804 d-1。     

壳聚糖絮凝作用延缓膜污染的效果研究

以天然高分子材料壳聚糖为絮凝剂,通过絮凝试验和MBR处理人工废水试验,考察了壳聚糖絮凝作用延缓膜污染的效果.壳聚糖絮凝处理MBR中污泥混合液的试验结果表明,壳聚糖投加质量浓度分别为10 mg/L、20 mg/L、30 mg/L、40 mg/L、50 mg/L时,能明显降低污泥混合液SUV254的质量浓度,对污泥脱氢酶活性(DHA)的影响也较小;壳聚糖投加质量浓度为10 ～ 20 mg/L时,能有效降低污泥混合液的EPS质量浓度和黏度;当壳聚糖投加质量浓度大于20 mg/L时,污泥混合液的EPS质量浓度和黏度随着投加量的增加呈现增大的趋势,说明壳聚糖投加质量浓度低于20 mg/L时,能有效降低污泥混合液中的主要膜污染物质EPS及疏水性物质的质量浓度.壳聚糖投加质量浓度为10 mg/L时,MBR反应器的跨膜压力增大的同时,处理系统的膜通量也稳定增大.膜通量衰减速度低于对照组,说明壳聚糖对延缓和控制膜污染有积极的作用.MBR反应器中活性污泥质量浓度( MLSS)和出水CODcr的变化表明,投加壳聚糖在提高反应器中微生物量的同时也增加了处理水中有机物的质量浓度.     

生物反应器中投加含硅聚铁混凝剂的协同作用研究

比较了将含硅聚铁混凝剂分别投加到反应器和出水中两种工艺对COD和磷的去除效果.结果表明: 混凝剂投加量在40 mg/L以下时,前者出水中的磷低于后者,此时将混凝剂投加到反应器中具有生物协同作用,30 mg/L时协同作用最明显; 当混凝剂的投加量增加到50 mg/L时两种工艺出水中的磷没有明显差别,不再具有生物协同作用; 混凝剂投加量为10～50 mg/L时,两种工艺的出水COD差别不大,没有协同作用.将混凝剂直接投加到反应器中可省去混凝、沉淀所需的设备及构筑物,从而节约投资.因此为提高对TP和COD的去除效果,可直接将混凝剂投加到生物反应器中.     

活性污泥固定化、改性及对生活污水的处理

通过正交设计,以COD去除率为考核指标对固定化载体聚乙烯醇(PVA)、海藻酸钠(SA)与活性污泥的配比进行参数优化;使用硫酸钠、硝酸钠、磷酸钠为交联剂对固定化颗粒进行二次交联改性,研究其污水处理效果,探究在不同温度和pH值条件下固定化活性污泥对生活污水的处理效果及其稳定性。结果表明,固定化活性污泥对生活污水中的COD、NH4+-N、TP处理效果优于普通活性污泥,且固定化活性污泥颗粒运行稳定,20 d仍有较好的污水处理效果;正交试验结果显示,固定化活性污泥的适宜固定化载体浓度及污泥配比为质量分数8%聚乙烯醇(PVA)、2%海藻酸钠(SA)、质量分数50%活性污泥(普通活性污泥与包埋剂质量比1∶1)。经过二次交联的固定化活性污泥提高了污水处理效果,硫酸钠作为二次交联剂效果最好,污水中COD、NH4+-N和TP的去除率达93.5%、92.3%、78.0%;经固定化后活性污泥对温度和pH值的适应范围变宽,在温度低于4℃高于40℃、pH≤5和pH≥9仍然有较好的处理效果,去除效果均比普通活性污泥提高10%以上。     

改性土壤处理生活污水的初步研究

以生活污水为研究对象,按一定比例混合土壤、粗砂、煤渣、脱水污泥、石灰石、凹 土作为基质来构建复氧改性土壤净化系统对其进行处理,初步考察了不同的污泥含量对处理效果的影响.结果显示,当系统含30%土壤、30%砂石、15%污泥、 15%的煤渣、 5%腐木和5%石灰石(质量比)时处理效果较好, COD、 NH+4-N、 TP、...     

黄孢原毛平革菌在城市剩余污泥中的培养条件优化研究

城市剩余污泥中含有一定的营养物质,可作为微生物的培养基。以黄孢原毛平革菌为对象,从剩余污泥和马铃薯葡萄糖液体培养基(PDL)配比、接种量、摇床转速、培养温度和时间等方面进行试验研究。结果表明:在100mL培养体系中含30g剩余污泥、40mLPDL或3g葡萄糖(pH=6.5),接种1 mL含107mL-1黄孢原毛平革菌的孢子悬液,温度为28℃,转速为150 r/min,培养84 h,得到黄孢原毛平革菌生物量可达3.3 g,剩余活性污泥的生物学转化率为30%~50%。城市剩余污泥可以作为黄孢原毛平革菌生长的培养基,从而实现污泥的无害化和资源化的最终目标。     

活性污泥吸附预处理腈纶废水的机理研究

以活性污泥作为吸附材料,研究了其对腈纶废水COD的吸附特征。结果表明,活性污泥可吸附腈纶废水中的COD,吸附量可达135 mg/g。伪二级动力学方程能很好地描述活性污泥对腈纶废水中的COD的吸附过程,模型计算出的二级吸附速率常数(k2)为2.3×10-4g/(mg·min);Langmuir方程最适合描述该吸附过程,决定系数在0.96以上。从活性污泥吸附前后腈纶废水中的有机物相对分子质量分级结果可以看出,活性污泥对大分子(30 k Da)有机物有较好的去除,污泥的电镜照片也证明了该点。研究表明,活性污泥吸附可去除腈纶废水中的悬浮物和胶体物,是有效的腈纶废水预处理方法。     

多功能混合菌剂处理模拟生活污水研究

从菜园土壤及药材土壤土样中分离选育出以丝状菌为主的6株COD高效降解菌,与实验室保藏的2株絮凝剂产生菌构建混合菌剂,使菌剂同时具有降解污染物以及增强活性污泥沉降性和絮凝性的功能.以COD去除率、污泥指数和活性污泥絮凝性为指标,研究了混合菌剂各菌种接种量的配比.结果表明,该菌剂添加于活性污泥系统处理模拟生活污水,可以使COD去除率从86.5%提高到94.5%,污泥指数从124下降到59.0,活性污泥絮凝性从0.358增加到0.530.研究表明,该多功能混合菌剂添加于活性污泥系统可以显著增强对模拟生活污水的处理效果.     

UASB+SBR工艺处理皂素生产废水的快速启动研究

皂素生产废水为难处理高浓度酸性含硫有机废水.其中高含量的硫酸盐在厌氧条件下产生大量的H2S,造成了对厌氧微生物的抑制作用,严重影响厌氧生物处理的效果,甚至使厌氧消化完全失败,使该类废水的处理较为困难.为了有效解除硫酸盐对生物处理设施中微生物的抑制,找出皂素生产废水的快速启动运行的方法,本文选用了UASB SBR组合工艺进行了2个月左右的动态连续流实验,对硫酸盐抑制的解除方法进行了研究,提出了相应的解除硫酸抑制厌氧消化的方法,找到了UASB快速启动的有效方法.小试连续运行实验结果表明,在UASB中加入适量铁屑和活性炭颗粒,以生活污水处理厂剩余污泥为种泥可以成功实现UASB SBR处理系统的快速启动,消除DO2-4对生物处理系统的影响,并在较短的时间内(21 d左右)培养出了厌氧颗粒污泥.UASB启动后,在进水COD质量浓度34 000mg/L左右时,COD的去除率一直保持在95%以上,出水COD质量浓度维持在1 300 mg/L左右.厌氧出水经过SBR处理后,出水水质达到了<综合污水排放标准>中的二级排放标准要求.该快速启动方法可供类似酸性高浓度有机废水处理和调试参考.     

采用Mg(OH)2调节pH值对富磷剩余污泥厌氧消化过程氮磷释放的影响

以A/O工艺排出的富磷剩余污泥为对象,通过两组厌氧消化反应器(1组目标,1组对照),对比研究了Mg(OH)2作为pH值调节剂对污泥厌氧消化过程氮磷释放的影响。结果表明,Mg(OH)2在促进污泥水解的同时,可以有效降低消化液中NH4+-N、PO34--P质量浓度。经过21 d消化,目标反应器中VSS比对照试验多削减10%,但上清液中NH4+-N、PO4--P质量浓度仅为对照的25%、10%。消化后污泥中灰分增加,导致污泥浓缩与脱水性能显著提高。     

一株低温高效植物油降解菌的驯化筛选及固定化研究

为了解决因低温而导致的废水中油脂难以处理的问题,从冬季重庆大学餐厅排污管道的底泥中分离出1株可低温降解植物油的菌株DJ-1。将此菌株多次驯化培养后,在5℃条件下利用其对含20g/L菜籽油复筛培养基的模拟含油废水进行处理。经过3 d处理,可去除废水中70.63%的植物油。经16S rDNA测序分析,该菌株为假单胞菌的一个未定种属(相似度为99%)。使用泥炭和木屑作为固定化载体,按照m(泥炭)∶m(木屑)∶m(菌液)=1∶4∶20的比例将扩培后的DJ-1菌剂制作成细菌固定化菌粉。在5℃条件下利用菌粉对含20 g/L菜籽油复筛培养基的模拟含油废水进行处理,菌粉投加量为0.15 g/L。经过3 d处理,废水中植物油的降解率达到77.34%,5 d后达到85.22%。     

琥珀山庄污水处理厂污泥上浮的成因与控制

污水处理厂的污泥上浮会影响污水处理系统的操作、运行和出水水质.活性污泥上浮以后,如不及时处理会造成污泥大量流失、氧化沟内MLSS值降低、微生物量锐减,导致运行彻底失败.本文以合肥市琥珀山庄污水处理厂的工艺运行为实例,寻求活性污泥上浮的原因及其控制对策.通过多年的观察与实践,认为污泥上浮的主要原因有污泥老化与腐化、污泥反硝化、冲击负荷、曝气过度、污泥携油上浮等.实践表明,气温、气压和水温的变化也是污泥上浮的重要原因.常用的控制污泥上浮的方法有增加污泥回流量、及时排除剩余污泥、降低混合液浓度、缩短污泥龄、降低溶解氧、消除沉淀池的死角区、加大池底坡度以及改进池底刮泥设备等.