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【消息】10立方米天污水处理一体化设备价格

发布时间:2020-11-17 08:53:50 阅读: 来源:眼镜片厂家

10立方米/天污水处理一体化设备价格

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活性恢复阶段Anammox菌的丰度变化  从图 5中Anammox菌丰度变化可知, 反应器活性恢复阶段Ⅰ~Ⅴ中细菌总数逐渐上升, 而Anammox菌丰度为7.7×109~2.4×1010 copies · g-1(以VSS计), 介于高梦佳等(2016)和王衫允等(2016)报道的数据之间.Anammox菌的相对丰度与其绝对丰度变化趋势相同, 阶段Ⅰ~Ⅴ分别为7.78%、5.73%、4.14%、12.59%和7.46%.阶段Ⅰ~Ⅲ中, Anammox菌丰度相当, 这说明中断回流1周后Anammox菌数量并没有显著变化, 而其活性受损才是脱氮性能降低的主要原因.在阶段Ⅳ中Anammox菌丰度zui高, 为2.4×1010 copies · g-1(以VSS计), 这显示Anammox菌重新适应了反应器的运行条件, 活性得到恢复(Ma et al., 2012;Molin et al., 2003).随后的阶段Ⅴ中, Anammox菌丰度略有下降, 可能与过高的进水NH4+-N和NO2--N浓度的抑制作用有关(Dapena-Mora et al., 2007;Isaka et al., 2007;Raudkivi et al., 2017;Strous et al., 1999;Yang et al., 2011).  综合反应器活性恢复过程各阶段的脱氮性能、EPS组分及Anammox菌丰度变化可知, 逐步提高氮负荷, 受损反应器中Anammox菌的活性逐步恢复.TN浓度为700 mg · L-1时, 脱氮效率和Anammox菌丰度较高, 且EPS组分含量适宜.而过高的TN浓度(1000 mg · L-1)条件下, 反应器虽然仍有良好的脱氮效率, 但EPS组分含量及Anammox菌丰度均呈现一定程度恶化(Hou et al., 2015;Lotti et al., 2012), 随着时间延长, 有可能导致其脱氮效率下降.

4 结论(Conclusions)  Anammox菌对废水中氮浓度变化敏感.高于700 mg · L-1的TN浓度会导致Anammox菌产生基质抑制, 使Anammox污泥中EPS、TB-PN/PS和LB-PN/PS显著增高.采用阶段式提高负荷有利于Anammox菌的活性恢复, zui终平均氮去除负荷达2.21 kg · m-3 · d-1.TN浓度为700 mg · L-1时反应器运行效果zui佳, TN去除率zui高为79.74%, 且Anammox菌丰度zui高偶氮染料是使用zui多的染料,约占全部染料的70%左右(Singh et al., 2011;?inar et al., 2008).偶氮染料分子结构中一般除了含有氮氮双键外,其化学键上还连有苯环、萘环等结构,苯环或萘环上又有—NH2、—CH3、—NO2、—SO3、—Cl和—OH等取代基团.目前国内外处理偶氮染料废水的方法仍以生化法为主.研究发现,单独生物处理耗时长、效率低,且厌氧处理产生的中间产物(如苯胺)的毒性甚至比原水更大、更抗生物降解(Harrelkas et al., 2008;Mutambanengwe et al., 2007).而将生物技术与高级氧化技术组合用于印染废水处理逐渐成为近年来人们关注的焦点(Oller et al., 2011;Chen et al., 2014; Deveci et al., 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。

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