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一体化地埋式医疗污水处理设备《资讯》

发布时间:2020-08-20 16:51:59 阅读: 来源:ktv茶几厂家

一体化地埋式医疗污水处理设备

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活性恢复阶段Ⅰ~Ⅴ中, 氮去除负荷(Nitrogen Removal Rate, NRR)随氮负荷率(Nitrogen Loading Rate, NLR)的增加而逐渐增加, 各阶段NRR分别稳定在0.21、0.64、1.05、1.55和2.21 kg · m-3 · d-1左右, 与Zhang等(2015)报道的重金属铜抑制后Anammox工艺恢复状况相近.因此, 阶段式提高NLR可有效利用菌群的适应性和竞争机制(Sheng et al., 2010), 利于Anammox活性的快速恢复.  由图 2和图 3可知, 在活性恢复阶段(Ⅰ~Ⅳ), 反应器均可在提高NLR后的24 h内快速适应并稳定运行, 截至阶段Ⅳ, 反应器已恢复至受损前的稳定状态.其中, 阶段Ⅱ第18 d时反应器出现较大波动, 使整体脱氮效率呈现较低状态, 且ΔNO3--N/ΔNH4+-N值低于阶段Ⅲ, 可能是因为HRT由12 h缩短至9 h导致的.而在阶段Ⅴ中, NLR提高后反应器需72 h方可渐渐适应, 且NH4+-N和NO2--N去除率分别较阶段Ⅳ降低了2.44%和10.23%, 可能是高浓度的NO2--N对Anammox菌和异养菌有毒害作用, 细胞死亡自溶使反应器内源性COD增加(Tian et al., 2013), 增加了反硝化菌的竞争力.同时, 在进水NO2--N/NH4+-N为1.32的前提下, 尽管阶段Ⅰ~Ⅴ的NH4+-N去除率均高于96%, 但NO2--N去除率和ΔNO3--N/ΔNH4+-N值却逐渐下降, 且出水NO2--N浓度由起初的0.79 mg · L -1渐增至91.00 mg · L-1, 说明虽然有出水回流的稀释作用, 会一定程度上缓解NO2--N对Anammox菌的毒害, 但高浓度NO2--N仍然会抑制Anammox菌活性(Fernández et al., 2012;Kimura et al., 2010;Tang et al., 2010).有研究指出, 当NO2--N浓度超过750 mg L-1时, 90%的Anammox菌发生可逆性失活(Kimura et al., 2010).研究也表明, 瞬时1000 mg · L -1 TN(NH4+-N+NO2--N)的冲击会引起50%Anammox菌失活(Lotti et al., 2012).

3.2 活性恢复阶段厌氧氨氧化菌的EPS组分变化  由图 4可知, 反应器活性恢复中EPS含量随NLR提高呈先下降后上升的趋势, 阶段Ⅰ~Ⅴ的EPS含量分别为150.56、33.51、8.42、10.05和10.21 mg · g-1(以VSS计), 各阶段TB-EPS含量均高于LB-EPS含量, 且TB-EPS较LB-EPS对环境敏感度高, 其PN含量均高于PS含量, 这与Jia等(2017)和Pellicernàcher等(2013)的研究结果一致.阶段Ⅰ~Ⅲ中, EPS含量逐渐下降, 阶段Ⅰ中EPS含量远高于阶段Ⅱ和Ⅲ, 其TB-EPS约为LB-EPS的90.25倍, 且TB-PN/PS和LB-PN/PS值分别为21.02和2.21左右, 说明高浓度基质冲击时, 反应器内部分微生物发生了菌体自溶(Tian et al., 2013), 释放出了细胞内部的PN, 使TB-EPS中PN含量剧增, 而PN中荷负电氨基酸较多, 疏水性强(Raszka et al., 2010;Zhang et al., 2007), 利于絮体聚集, 加速了Anammox菌恢复稳定, 同时, TB-EPS紧附于细胞壁上不易脱落(Li et al., 2007;Yang et al., 2009), 导致TB-EPS中PN滞留, 使阶段Ⅰ的TB-EPS含量较高.具体联系污水宝或参见://www.dowater更多相关技术文档。阶段Ⅰ~Ⅲ, TB-EPS和LB-EPS中PS含量逐渐增加, 易于形成三维网状结构, 利于PN和PS的相互协作及细胞间物质转换和能量传递, 同时, 增加Anammox菌和TB-EPS中EPS修饰酶活性, 使EPS分层更加趋于稳定(Flemming et al., 2010).阶段Ⅳ和Ⅴ, TB-PN/PS和LB-PN/PS值稳定于0.84左右, 此结果与Jia等(2017)报道的Anammox菌稳定时的结果相近, 说明Anammox系统已处于稳态.另外, 阶段Ⅳ和Ⅴ中EPS含量较阶段Ⅲ分别增加了19.36%和21.26%, 是因为TN浓度超过了Anammox菌的合适阈值使其产生一定程度的应激性, 加速了EPS的分泌, 以增强对外界环境变化的耐受性(Hou et al., 2015;Neyens et al., 2004).接种的厌氧氨氧化颗粒污泥中的微生物菌群采用荧光原位杂交法进行分析,具体操作参照文献中的方法[16]进行。颗粒污泥采用冷冻切片机(Leica CM 1950,Germany)进行切片,杂交后的样品通过激光共聚焦显微镜(TCS SP8,莱卡)进行观察,并在100倍的物镜下采集图像。实验所用探针如表1所示,总细菌采用Eub338mix(为Eub338,Eub338Ⅱ及Eub338Ⅲ三者等体积混合),厌氧氨氧化菌采用Amx368。厌氧氨氧化菌的定量是在每个污泥样品共随机采集 50 张图像,经 Image-Pro Plus 软件处理后,统计目标微生物占总生物量的比例。  1.6 速率及转化效率计算  部分反硝化过程的速率及亚硝氮积累率按式 (1)~(3)计算:  R H, NO 3 ? ?N =?dC NO 3 ? ?N dt X RH, NO3?-N=?dCNO3??NdtX(1)  R S, NO 2 ? ?N =dC NO 2 ? ?N dt X RS, NO2??N=dCNO2??NdtX(2)  R J, NO 2 ? ?N =C tNO 2 ? ?N ?C 0NO 2 ? ?N C 0NO 3 ? ?N ?C tNO 3 ? ?N ×100% RJ, NO2??N=CtNO2??N?C0NO2??NC0NO3??N?CtNO3??N×100%(3)  厌氧氨氧化过程的速率按式 (4)~(6)计算:  R O, NH 4 + ?N =?dC NH 4 + ?N dt X RO, NH4+?N=?dCNH4+?NdtX(4)  R H, NO 2 ? ?N =?dC NO 2 ? ?N dt X RH, NO2?-N=?dCNO2??NdtX(5)  R S, NO 3 ? ?N =dC NO 3 ? ?N dt X RS, NO3?-N=dCNO3??NdtX(6)  式中:R H, NO 3 ? ?N RH, NO3?-N 与R H, NO 2 ? ?N RH, NO2?-N 分别为NO3?-N与NO2?-N还原速率,mg·(g·h)?1;R O, NH 4 + ?N RO, NH4+-N 为NH4+-N氧化速率,mg·(g·h)?1;R S, NO 2 ? ?N RS, NO2?-N 为NO2?-N生成速率,mg·(g·h)?1;R J, NO 2 ? ?N RJ, NO2?-N 为NO2?-N积累率,%;CNO3?-N与CNO2?-N分别为NO3?-N与NO2?-N浓度,mg·L?1;C0NOx?-N与CtNOx?-N分别为取样起始与取样t时刻NO2?-N或NO3?-N浓度,mg·L?1;X为污泥浓度,g·L?1,以VSS。  2 结果与讨论  2.1 厌氧氨氧化接种污泥种群结构  接种的厌氧氨氧化污泥荧光原位杂交照片如图1所示。图1中显示红色荧光信号(厌氧氨氧化菌)与绿色荧光信号(总细菌)的重合度较高,且颗粒污泥的荧光信号呈环形,外部荧光信号比内部强,这是因为受传质阻力的影响,使得颗粒污泥外部基质浓度较高,颗粒内部基质不足而引起细胞自融所致。由局部放大图(图1(d))可见颗粒污泥微生物以微小的菌落群聚集分布,各群落间可能含有大量胞外聚合物,而胞外聚合物有利于污泥颗粒化。厌氧氨氧化菌的含量占总细菌含量的(90.39±4.76)%,说明接种污泥中厌氧氨氧化菌为优势菌属,接种该污泥有利于耦合实验的进接种污泥  厌氧氨氧化接种污泥取自稳定运行5年的SBR,总氮(TN)去除负荷为1.7 kg·(m3·d)?1,TN去除率为(89.87±0.43)%,污泥呈红棕色,颗粒化程度良好。宏基因组测序[12]结果表明污泥中的优势菌为Candidatus Brocadia (34.1%)。  部分反硝化接种污泥取自稳定运行1年的SBR,进水COD/NO3?-N比为2.5,NO3?-N浓度为50 mg·L?1,NO2?-N的积累率稳定在95%。宏基因组测序结果表明,污泥中的优势菌为Thauera (71.85%)。

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