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相似文献
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1.
丝状菌膨胀是好氧颗粒污泥(AGS)不稳定的主要原因之一,然而,对于这种失稳的AGS的修复研究国内外尚较少涉及。因此,在SBR中接种发生丝状菌膨胀的AGS,通过逐步缩短沉降时间及降低C/N值,研究失稳AGS的修复进程及对污染物的去除效果。观察发现,失稳的AGS外表毛糙、结构松散且很不稳定,修复过程中部分大颗粒经历了先解体后重新颗粒化的过程,且解体的颗粒污泥可以作为新颗粒污泥形成的晶核及载体。失稳AGS的修复时间稍短于直接利用活性污泥培养AGS的:19 d时大部分颗粒表面已经比较光滑,25 d时AGS在反应器中已占主导,30 d时完全重新实现颗粒化(颗粒化率为91.48%),此时的AGS外表光滑、形状规则,但颜色偏淡。44 d时AGS呈明显的黄色、结构致密,SVI、平均粒径及颗粒化率分别为65.77 m L/g、1.42mm及95.19%。最终,出水COD、TIN、NH+4-N及TP分别为41.12、6.17、3.67及0.54 mg/L,相应的去除率分别为95%、92%、95%及97%。  相似文献   

2.
在冷藏密闭、冷藏敞开、常温密闭和常温敞开的条件下对琼脂包埋后的自养硝化颗粒污泥(ANGS)进行储存,研究储存环境对ANGS稳定性的影响,考察储存后ANGS的恢复效果。储存40 d后,大部分ANGS的形貌仍饱满光滑,其质量分别减少了32.5%、31.3%、47.5%和39.2%,比耗氧速率(SOUR)分别下降到13.39、16.75、11.87和14.64 mgO2/(gMLVSS·h)。恢复期间,颗粒有部分破碎现象,但未发生明显解体;ANGS的活性在第22天恢复到储存前的水平[18.6~28.9 mgO2/(gMLVSS·h)];SOURNH4+/SOURNO2-在34 d后一直维持在1以下,说明亚硝酸盐氧化菌(NOB)的活性高于氨氧化菌(AOB)的活性;50 d后反应器对氨氮的去除率达到了80%左右,但由于缺乏反硝化碳源,TIN去除率不足5%。储存前的优势菌属Nitrosomonas(17.27%)和Comamonas(15.2%)等消失,恢复后Methylobacillus(40.92%)和Hyphomicrobium(11.62%)成为优势菌属。  相似文献   

3.
接种活性污泥启动SBR后,研究选择压法培养好氧颗粒污泥(AGS)的过程中接种部分厌氧颗粒污泥对好氧颗粒化进程的影响。随着沉降时间的缩短,在第6天时肉眼即可观察到一些明显的生物胶团,第11天接种质量分数为20%的厌氧颗粒污泥时已出现少量AGS。投加厌氧颗粒污泥后反应器内菌胶团及淡黄色的AGS的比例不断增加,22 d时AGS已处于主导地位,26d时颗粒化率首次超过90%并占据绝对优势,表明反应器成功实现好氧颗粒化。观察发现接种的厌氧颗粒污泥经历了先解体再重新颗粒化过程,并可作为新生颗粒的晶核而缩短自凝聚所需时间。培养过程中反应器表现出较好的污染物去除效果,对COD、TIN及TP的去除率基本在90%、90%及87%以上,表明在同一反应器内成功实现了去除有机物及同步脱氮除磷效果。  相似文献   

4.
为合理利用好氧颗粒污泥(AGS)这一"稀缺资源",探索培养过程中投加部分成熟AGS对好氧颗粒化的影响。接种活性污泥并将初始沉降时间设为20 min,逐步缩短反应器的沉降时间,当R_(11)、R_(12)及R_(13)的沉降时间分别降至15、10及5 min时投加30%的成熟AGS,结果R_(12)在16d时即成功实现好氧颗粒化,而R_(11)及R_(13)所需时间分别为21及26 d。采用相同的启动条件,当R_(21)、R_(22)及R_(23)的沉降时间降至10 min时分别接种10%、20%及30%的成熟AGS,三个反应器实现好氧颗粒化所需的时间分别为27、24及16 d。由此确定最佳培养条件为沉降时间降至10 min时投加30%的成熟AGS。在10 min时投加AGS有助于维持投加的AGS的稳定性,较好地发挥接种AGS晶核及载体的作用,使得它们避免了经历先解体后重新凝聚的过程,从而极大地缩短了AGS形成所需的时间。  相似文献   

5.
好氧颗粒污泥(AGS)的培养时间一般在30 d以上。显然,较长的启动时间不利于技术的推广及应用。因此,研究经济、高效的AGS的快速培养策略一直是该领域的热门话题。总结已取得的研究成果发现,现有快速培养策略主要包括四种,即进水中添加钙镁等金属离子、投加絮凝剂或惰性载体、接种部分AGS及投加特殊菌种等促进污泥好氧颗粒化。结果表明,以上策略可有效缩短AGS形成所需时间,一般可将污泥好氧颗粒化的时间控制在30 d甚至20 d以内。然而,现有研究存在以下不足,一是缺乏统一的衡量污泥好氧颗粒化成功的标准,二是污泥快速好氧颗粒化的机理缺乏深入研究,三是现有研究成果缺乏实践检验。因此,后续研究应首先统一AGS培养成功的标准,为研究成果的重复及推广奠定基础。其次,通过捕捉污泥颗粒化过程中的原位信息探索快速颗粒化的机理,为实际应用提供理论指导。最后,借鉴厌氧颗粒污泥的销售及使用经验,探索AGS的产品化途径,并对现有快速培养模式进行整合及改进,在实践中检验其可靠性。  相似文献   

6.
通过缓慢增加进水有机负荷对低温储存后的高盐好氧颗粒污泥进行了活性恢复研究。结果表明,低温储存6周后高盐好氧颗粒污泥的外部特征仍基本保持完好,但颜色和内部结构发生较大变化;特别是在恢复过程中,颗粒污泥经历了"颗粒解体→碎片状颗粒→丝状菌颗粒→致密颗粒"等过程;经过1个多月的恢复培养,高盐好氧颗粒污泥的沉降性能、脱氢酶活性和硝化特性基本恢复正常;恢复培养过程中,通过控制进水碱度、曝气量、沉淀时间等,可有效控制颗粒的分散式增长,使其致密生长。  相似文献   

7.
采用逐步提高进水中实际废水比例的驯化方法,研究SBR中好氧颗粒污泥(AGS)对化工废水的处理效果及稳定性维持。首先以模拟污水为进水,逐步增加进水中实际废水的比例(以COD贡献值计),35 d时实际废水的比例达到100%,44 d时驯化出高适应性的AGS。虽然驯化过程中AGS的稳定性受到一定冲击,导致MLSS、EPS、粒径分布等出现波动,但好氧颗粒化与解体的动态平衡并未被打破,AGS始终维持着颗粒状结构。44 d时AGS的SVI及SV_(30)/SV_5分别为34.71 m L/g及0.95,MLSS及MLVSS/MLSS分别为7 234 mg/L及0.47,平均粒径及颗粒化率分别为2.81 mm及96.5%,EPS及PN/PS分别为30.66 mg/g MLVSS及1.82,含水率为96%。驯化过程中反应器对污染物的去除率波动较大,特别是进水水质改变时出水浓度会突然升高。但随着AGS逐渐适应实际废水水质,反应器对COD、TIN及TP的去除率最终均升至90%以上。可见,AGS的独特结构能够较好地实现对该化工废水的无害化处理。  相似文献   

8.
利用弹性填料附着生物膜,在选择压法培养好氧颗粒污泥(AGS)的过程中研究人工刮膜使其进入混合液对好氧颗粒化进程的影响。前23 d内颗粒化率随着生物膜刮落进入混合液中而不断增加,24 d后将弹性填料上附着的生物膜全部刮入混合液中,颗粒化率大幅度提高。游离态生物膜在颗粒化过程中发挥了前驱物或晶核作用,而在较高水力选择压下微生物分泌的胞外聚合物促进了松散的生物膜转化为结构密实的AGS,因而在冬季较低温度下于30 d内成功实现了好氧颗粒化。弹性填料有效地提高了系统的稳定性,即使选择压法操作不当时仍可以抵抗污泥膨胀造成的影响,这一设置有效地降低了系统崩溃的风险。运行过程中反应器表现出较好的污染物去除效果,对COD、TIN及TP的去除率常在90%、82%及80%以上。  相似文献   

9.
接种SBR中培养成熟的好氧颗粒污泥(AGS),研究高氨氮、连续流环境下AGS的稳定性维持。在63 d的运行过程中,随着每次进水氨氮浓度(200~275 mg/L)的提高,AGS的理化特性及对污染物的去除率均会出现波动。运行过程中AGS的颜色逐渐变深,15~45 d内观察到部分大颗粒出现解体并导致了MLSS的减小,但AGS一直保持着较好的沉降性能(SVI一般小于70m L/g)。相比于接种AGS,试验结束时的AGS变得更加光滑、致密。随着AGS逐渐适应进水水质,对COD及TP的去除率最终分别接近90%及100%。反应器对TIN的去除效果并不理想且不稳定(去除率为50%~90%),出水中残留有大量氨氮(在30~90 mg/L之间)。虽然逐渐升高的氮负荷[0.8~1.1 kg/(m~3·d)]对AGS的稳定性有一定冲击,但AGS通过形态及理化特性的调节逐步适应了新环境,表明高氨氮、连续流环境下AGS可较好地维持其稳定性。  相似文献   

10.
利用实际城市污水在SBR中试系统中培养好氧颗粒污泥(AGS),考察AGS对污染物的去除特性,同时利用Illumina MiSeq高通量测序对成熟的AGS和絮体污泥中的细菌群落组成进行对比研究,分析污泥好氧颗粒化原因,以期为AGS的工程化应用提供理论依据。结果表明:通过逐渐缩短沉淀时间的方式能够在30 d内培养出粒径在220μm以上的AGS;并且在180 d时系统内颗粒化趋于成熟,AGS占比达95%以上。成熟的AGS能够实现同步硝化反硝化,出水TN低于10 mg/L,TN去除率稳定在85%以上。通过对AGS与絮体污泥中细菌群落多样性的对比分析可知,成熟的AGS细菌群落多样性降低且群落组成发生显著变化。Proteobacteria是絮体污泥中最优势的细菌门,而在AGS中,最优势的细菌门为Bacteroidetes,其次是Proteobacteria。Flavobacterium、Aquimonas和Candidatus Accumulibacter在AGS中的相对丰度高于絮体污泥,说明这些菌属可能促进絮体污泥形成AGS。  相似文献   

11.
在SBR中利用污水厂活性污泥历经34 d快速培养出能高效降解喹啉的好氧颗粒污泥(AGS),其平均粒径为0.83 mm,MLSS为3.25 g/L,SVI30为36.92 mL/g,对喹啉的去除率为91.18%,并具有良好的同步脱氮除磷性能。在AGS的驯化期间,首次加入20 mg/L喹啉后,会在短期内造成出水水质与污泥性能的恶化,不过,在AGS强大的耐受性下,污泥各项指标均能快速恢复。当喹啉浓度提高至40 mg/L时,短期内去除效能会有所下降,但污泥表现出了良好的抗性,并随着颗粒化的加深对喹啉的去除性能进一步提高。喹啉会刺激污泥微生物分泌大量紧密结合型胞外聚合物(TBEPS),并以蛋白质(PN)为主,从而形成保护屏障以抵御外界胁迫作用。微生物高通量测序结果表明,成熟的AGS中具有反硝化及分泌EPS能力的Thauera、Zoogloea等功能菌群丰度较高,并且Acidovorax、Paracoccus等喹啉高效降解菌群得到了富集,从而形成了更加稳定的生态位。  相似文献   

12.
为了强化好氧颗粒污泥(AGS)的短程硝化反硝化,对序批式反应器(SBR)的运行模式和进水C/N进行了优化。结果表明:R2(厌氧/好氧+厌氧/好氧)中的AGS培养至第56天时,丝状菌膨胀严重导致反应器暂停运行;而R1(厌氧/好氧)的污泥性能及污染物去除效果均优于R2。R1在C/N为6、7.5时短暂出现短程硝化反硝化现象,继续提高C/N至10,NO2--N出现明显积累,亚硝态氮积累率(NAR)达到100%,成功实现了强化AGS短程硝化反硝化脱氮的目的,系统对COD、TIN、TP的去除率分别达到95%、75%、70%以上。高通量测序结果表明,颗粒化后R1系统内的微生物群落结构与接种污泥差别较大。在属水平上,接种污泥中Candidatus_Competibacter(0.28%)、Flavobacterium(0.03%)的相对丰度较低,R1在实现污泥颗粒化后,多种反硝化细菌如Candidatus_Competibacter(13.53%)、Thauera(3.25%)等得到了明显富集,此外,Flavobacterium(13.66%)、Comamo...  相似文献   

13.
产甲烷UASB中颗粒污泥的快速培养及特性研究   总被引:5,自引:0,他引:5  
在两相厌氧反应器的基础上,进行了产甲烷UASB中颗粒污泥的快速培养及特性研究.采用低负荷启动方式,通过快速提高进水COD和缩短水力停留时间使产甲烷UASB在最佳条件下运行,36d后产甲烷UASB中粒径>1.0 mm的颗粒污泥占64%,出水COD稳定在300 mg/L以下,可认为颗粒污泥培养成功.颗粒污泥的成熟经历了形成不规则核心、挤压架桥、分割成长、修剪长大四个阶段,加速污泥颗粒化的因素包括适宜的生长环境、良好的水力特征等.  相似文献   

14.
好氧颗粒污泥处理综合城市污水的中试研究   总被引:1,自引:0,他引:1  
采用好氧颗粒污泥技术对水质波动较大、含大量工业废水的城市污水开展了中试研究.研究发现采用该类污水可成功培养出好氧颗粒污泥,占COD总量60%的颗粒态COD是导致所形成的颗粒不规则、结构松散且颗粒化进程较慢的主要原因.运行期间系统对COD,NH4+-N、TP的平均去除率分别为(75.80±16.09)%、(52.85±33.65)%,(66.57±22.36)%.当进水COD浓度较低时,系统的去除效果受到严重的影响.进水氨氮浓度的大幅度变化对颗粒污泥沉速、粒径的影响不明显,但对颗粒污泥密度的影响显著.氨氮冲击负荷是导致颗粒污泥解体的主要原因.因此,建议在好氧颗粒污泥工艺的运行过程中设置厌氧搅拌阶段以加快颗粒化过程及保持颗粒的长期稳定,并应避免氨氮的冲击负荷.  相似文献   

15.
碱度对UASB污泥颗粒化的影响   总被引:24,自引:2,他引:24  
碱度对UASB污泥颗粒化的影响表现在两个方面 :一是对颗粒化进程的影响 ;二是对颗粒污泥产甲烷活性 (SMA)的影响。在一定的碱度范围且其他条件一致的情况下 ,进水碱度高的反应器内污泥颗粒化速度快 ,但颗粒污泥的SMA低 ;进水碱度低的反应器内污泥颗粒化速度慢 ,但颗粒污泥的SMA高 ,因此可通过调整进水碱度来影响污泥颗粒化进程及污泥的SMA。  相似文献   

16.
分散型农村生活污水难以收集,直接排放到水体中会对环境造成危害进而威胁人类健康,因此,开展了好氧颗粒污泥技术处理分散型农村生活污水的研究。结果表明,在絮状污泥颗粒化过程中,污泥沉降性能和生物量明显提高;污泥胞外聚合物中蛋白质类物质含量提高了5.3倍,蛋白质类物质与多糖类物质含量的比值升高到2.64,证明蛋白质类物质浓度增加是活性污泥颗粒化的重要因素。农村生活污水经好氧颗粒污泥处理后,出水水质达到了一级A排放标准,出水COD、氨氮、总氮和磷酸盐浓度分别为30.1、3.8、12.3和0.5 mg/L。好氧颗粒污泥的稳定性及其对农村生活污水的处理效能随有机负荷与温度变化较小,且具有节省用地、不受地域限制、便于运行管理和节约运行成本等特点,适用于处理分散型农村生活污水。同时,由于好氧颗粒污泥及其胞外聚合物中多糖类和蛋白质类物质含量较高,适用于回收污泥能源/资源,对污泥的资源化利用意义重大。  相似文献   

17.
在无基质匮乏条件下,考察了分别采用人工配制污水(以醋酸钠为碳源,易生物降解)和实际生活污水培养好氧颗粒污泥的可能性,并对基质丰富—匮乏环境是否为好氧污泥颗粒化的必要条件进行了探讨。结果表明,在无基质匮乏条件下,采用两种污水均可实现好氧污泥的颗粒化;但配制污水培养的颗粒污泥质轻,SVI值高达130mL/g,而实际生活污水培养的颗粒污泥密实,SVI值基本保持在30mL/g左右;当采用配制污水的反应器转变为基质丰富—匮乏运行方式后,其颗粒污泥的SVI值可降至38mL/g左右。由此表明,基质丰富—匮乏环境并不是好氧污泥颗粒化的必要条件,但有利于易生物降解污水中好氧颗粒污泥的形成;而在无基质匮乏情况下,相对较难被微生物降解的污水也可培养出性能较好的颗粒污泥。  相似文献   

18.
在SBR中通过投加颗粒活性炭并设置生物选择器以促进好氧颗粒污泥(AGS)的形成,并研究出水回流对系统稳定性的影响,为AGS工艺的发展提供技术支持。由于操作不当及蚊蝇幼虫大量繁殖,导致第一次培养在20 d时发生污泥膨胀。第二次培养时接种污水处理厂剩余污泥,设置厌氧生物选择器并投加20 g活性炭,在第3天即观察到新生的长丝状生物膜及不规则的AGS,21 d时几乎全部以菌胶团及AGS的形式存在,25 d时SV30/SV5、SVI、MLSS及含水率分别为83.03%、40.64 m L/g、6.7 g/L及97.90%,反应器对COD、TIN及TP的去除率保持在90%以上。随着回流量的增大,系统的稳定性受到一定冲击,导致污泥理化特性及出水水质发生异常波动。为减小外部冲击的影响,微生物通过增加或减少EPS的分泌以适应新的环境,使得自第22天开始污泥理化特性逐渐趋稳。而出水氨氮和SS浓度明显升高,主要是混合液盐度的增加导致絮体难以下沉,引起出水SS的升高及污泥龄的减小,从而削弱了反应器的硝化能力。  相似文献   

19.
为了研究不同粒径成熟好氧颗粒污泥(AGS)中胞外聚合物(EPS)的分布及物理化学特性,探究AGS的最优培养粒径,采用超声结合加热法提取了SBR中8种不同粒径成熟AGS的EPS,并利用三维荧光光谱(3D-EEM)结合化学法对其主要组分进行了定性和定量分析。3D-EEM分析结果显示,随着AGS粒径的不断增大,AGS中蛋白质类的荧光强度逐渐增强,表明蛋白质类物质在大粒径(d1.25 mm)AGS内分布较多,蛋白质类物质有助于污泥的颗粒化。腐殖酸类物质的荧光强度随着粒径的增大而逐渐减弱,意味着腐殖酸类物质在小粒径AGS中分布较多,表明其可能对AGS的形成影响不大。在AGS的培养过程中,并非粒径越大越好。研究中,不同粒径AGS的蛋白质/多糖在1.6~2.0 mm范围内达到最大,且在此范围内AGS的SVI30值最低,因此可以认为1.6~2.0 mm是AGS的最优粒径。  相似文献   

20.
好氧颗粒污泥技术具有良好的应用前景,但是当温度波动较大时颗粒污泥会发生解体,因此研究低温好氧颗粒污泥反应器的运行对推动好氧颗粒污泥技术的发展具有重要意义。研究了低温条件下好氧颗粒污泥反应器的启动过程及其特性,结果表明:经过约40 d的培养,形成了沉降性能良好和生物量较高的好氧颗粒污泥。污泥胞外聚合物内蛋白质类物质含量提高了1.8倍,蛋白质类物质浓度的升高与稳定存在是絮状活性污泥颗粒化的重要因素。低温好氧颗粒污泥对生活污水中的污染物具有较好的去除效能,但是其反硝化效果较差,反应器内溶解氧含量较高以及反硝化细菌与聚磷菌对外碳源的竞争劣势是造成硝酸盐氮积累的主要原因。红外光谱分析结果显示絮状污泥颗粒化之后,污泥的主要官能团没有发生变化,污泥性质稳定。胞外聚合物内蛋白质类物质和溶解性微生物产物的荧光强度升高,表明低温好氧颗粒污泥的强度增加,颗粒污泥内部结构更加稳定,污泥微生物对低温的适应性逐渐加强,污泥活性提高。  相似文献   

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