重度污染離子交換樹脂復蘇優(yōu)化研究設計

1、.摘 要 微生物污水處理系統(tǒng)中，大部分微生物都是以微生物凝聚體的形式存在，比如絮狀污泥，生物膜和顆粒污泥。EPS高分子量高聚物混合物，在純培養(yǎng)、活性污泥、顆粒污泥和生物膜的研究中通過電子顯微鏡技術觀察到它的存在。EPS對顆粒污泥的形成起重要作用，對微生物聚集體的物化特性有很明顯的影響，包括結構、表面電荷、絮凝性、沉降性、脫水性和吸附特性。 本研究中以屠宰廢水為試驗對象通過投加不同種類及不同濃度的外加碳源，探究了其對EPS及總磷的影響，研究發(fā)現(xiàn)，通過添加葡萄糖、淀粉、乙酸鈉作為單一碳源以及無外加碳源時，EPS的總量分別維持在：無外加碳源時，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度平均值分別達到159

2、.04mg/L和104.83mg/L，使用乙酸鈉作為唯一碳源時，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度平均值分別達到114.46mg/L和90.82mg/L，使用葡萄糖作為唯一碳源時TB-EPS和LB-EPS的質量濃度的平均值分別為173.74mg/L和106.38mg/L，使用淀粉作為唯一碳源時， TB-EPS和LB-EPS質量濃度的平均值分別達到222mg/L和189.19mg/L。當采用葡萄糖、淀粉、無外加碳源、乙醇鈉作為唯一碳源時，COD去除率( 質量分數(shù)) 分別為90.01%，79.34%，85.73%，88.43%，PO43-P去除率分別為88%，77%，82%，79%。關鍵詞：碳源

3、；SBR工藝；胞外聚合物（EPS）.;Abstract Microbial sewage treatment system, most microorganisms are microorganisms of the presence of condensation in the form of the body, such as granular sludge, the granular sludge and biofilm. EPS molecular weight polymer mixture, in pure culture studies, sludge, sludge and b

4、iofilm particles observed by electron microscopy the presence of its technology. EPS granular sludge formation plays an important role, a very significant impact on the physical and chemical characteristics of microbial aggregates, including structure, surface charge, flocculation, settling, dehydra

5、tion and adsorption properties.Found, EPS has a transport function, play a role in flocculation of the biomass, and sludge from the activated sludge flocs in content and different components EPS to explain their different effects on the macroscopic structure of the polymer. Therefore, the EPS in-dep

6、th study not only to improve the understanding of microbial wastewater treatment is important, but also greatly improves the efficiency of the biological treatment to improve the accuracy of the control operating parameters for nitrogen and phosphorus removal, new technology to provide scientific de

7、sign, operating parameters . In this study, the test object to slaughter wastewater by adding different types and different concentrations of external carbon source to study its effect on the EPS of SBR and nitrogen and phosphorus removal, the results indicate that external carbon source can greatly

8、 increase the SBR method nitrogen and phosphorus removal. EPS after dosing amount of glucose and total phosphorus, phosphate removal highest TN removal stable glucose can improve after adding external carbon source, glucose, total phosphorus removal best, followed by sodium ethanol is again starch,

9、and glucose and therefore inexpensive source of widespread slaughter waste water is the best choice plus a carbon source.Keywords: carbon sources; EPS; SBR proces目 錄摘 要IAbstractII第1章 緒 論5 1.1 EPS的定義51.2 研究背景51.3 國內外發(fā)展趨勢61.4 胞外聚合物對活性污泥的影響及應用6 1.4.1 EPS對污泥絮凝的影響6 1.4.2 EPS吸附性能的負面影響7 1.4.3 EPS吸附性能的正面應用7

10、 1.5 EPS提取物化學分析71.6 SBR工藝7 1.6.1 SBR簡介7 1.6.2 SBR工藝的優(yōu)缺點8 1.6.3 SBR系統(tǒng)的適用范圍8 1.6.4 SBR系統(tǒng)的調試9 1.7 課題研究目的和意義101.8 課題研究內容11 第2章 實驗材料與方法122.1 實驗材料、儀器及試劑12 2.1.1 實驗材料12 2.1.2 試驗試劑12 2.1.3 實驗儀器12 2.1.4 實驗溶劑的選擇132.2 實驗裝置圖15第3章 不同碳源對屠宰廢水中EPS的影響163.2 試驗方法16 3.2.1 實驗的前期準備16 3.2.2 不同碳源下對屠宰廢水的處理16 3.2.3 不同碳源下對屠宰廢

11、水中多糖和蛋白中的測量方法16 3.3 實驗結果分析16 3.3.1 乙酸鈉作為碳源時EPS的變化16 3.3.2 葡萄糖作為外加碳源時EPS的變化17 3.3.3 淀粉作為碳源時EPS的變化17 3.4 結果討論18第4章 不同碳源對屠宰廢水污染物處理效果的影響19 4.1 不同碳源對屠宰廢水中COD的影響19 4.1.1 測量COD原理19 4.1.3 結果與數(shù)據(jù)分析19 4.2 不同碳源對屠宰廢水中總磷的影響20 4.2.1 實驗方法20 4.2.2 實驗結果討論20 4.3 不同碳源對屠宰廢水中磷酸鹽的影響22 4.3.1 試驗方法22 4.3.2 實驗結果討論22結 論25參考文獻2

12、6致 謝28 第1章 緒 論 EPS具有運輸功能，在生物質絮凝時起一定的作用，可從絮體污泥和活性污泥中EPS不同含量和組分，來解釋它們對聚合物宏觀結構的不同影響。因此對EPS進行深入的研究不光對提高微生物廢水處理的認識有重要意義，也大大的提高了對提高生物處理效率控制運行參數(shù)的精度，為脫氮除磷，新工藝提供科學的設計、運行參數(shù)。本研究中以屠宰廢水為試驗對象通過投加不同種類及不同濃度的外加碳源，研究了其對SBR法中EPS及脫氮除磷效果的影響，結果表明外加碳源能大大提高SBR法對氮磷的去除率。1.1 EPS的定義胞外聚合物( Extra - cellular Polymeric Substances

13、, EPS) 是具有相似或相同結構的化合物通過聚合而成的有機高分子物質,分子量通常在10000以上,它具有復雜的化學組成,蛋白質和多糖是最主要的2種成分,占總量70 %80 % 1。1.2研究背景 近年來隨著大量未經(jīng)深度處理的污水（工業(yè)廢水、生活廢水、農(nóng)業(yè)面源廢水等）排入河流，水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象也日益嚴重。水體富營養(yǎng)化的危害主要包括以下幾個方面：一是引起地表水中植物和藻類的過度生長。正常情況下植物和藻類的生長受氮和磷等營養(yǎng)元素的限制，當?shù)⒘纂S污水持續(xù)進入緩流水體，可造成水生植物和藻類過度生長，引起水質惡化使水變得腥臭難聞；藻類種類逐漸減少，并由以硅藻和綠藻為主轉為以藍藻為主，而藍藻有不少種有膠

14、質膜，不適于作魚餌料，并且其中有一些種屬是有毒的；水生植物和藻類大量繁殖，覆蓋水面，影響江河湖泊的觀賞價值；以富營養(yǎng)化水體作為水源時，藻類可堵塞濾池而影響水廠生產(chǎn)，所含毒素則影響飲用水的質量。二是消耗水體的溶解氧。水生植物和藻類大量繁殖覆蓋水面，不僅影響江河湖泊的觀賞價值，而且陽光在穿射水層的過程中，由于被藻類吸收而衰竭。因而使得陽光難以透射進入湖泊等水體的深層造成溶解氧的來源減少，嚴重影響水中魚類的生存。三是水體富營養(yǎng)化常導致水生生態(tài)系統(tǒng)紊亂，水生生物種類減少，多樣性受到破壞，而且富營養(yǎng)化水體中含有大量硝酸鹽和亞硝酸鹽，人畜長期飲用這些物質含量超過一定標準的水，會導致中毒。絕大多數(shù)水體富營養(yǎng)

15、化是由于氮磷等營養(yǎng)元素的排入造成的，如能減少或者截斷外部輸入的營養(yǎng)物質就使水體失去了營養(yǎng)物質富集的可能性2。 因此檢測廢水中的EPS含量的變化趨勢及COD，銨態(tài)氮，硝態(tài)氮，總磷等的含量就顯得非常必要了。1.3 國內外發(fā)展趨勢 EPS是影響活性污泥絮凝沉降性能與表面性質的主要因素之一3。然而EPS影響活性污泥絮凝沉降性能作用機理尚不明確，研究表明細菌的細胞壁被多糖包裹后，細胞的有效臨界電勢降低。從而使細菌之間發(fā)生絮凝。Barker等4，觀察到在內源呼吸期EPS生成速度加快,細胞絮凝程度明顯增強EPS總量與污泥絮凝性存在正相關性。然而，另一部分研究者認為EPS含量的增大不利于生物絮凝。Wilen等

16、，利用超聲波將污泥絮體破壞后,采用重新絮凝的能力描述活性污泥的絮凝性，結果表明由于EPS為親水性帶電大分子或者水溶性分子，它們與細菌細胞或菌膠團的疏松結合不利于生物絮凝，提取的EPS總量與FA呈負相關性。另外，也有研究認為EPS總量與出水懸浮固體濃度（ESS）無明顯的相關性，污泥的表面性質在生物絮凝中起主導作用，對于EPS總量與污泥沉降性能的關系，國內外學者也開展了大量的研究Bura等4，認為EPS總量的增大不利于污泥沉降，這是由于污泥表面離子化聚合物的濃度和性質決定了污泥表面的電荷EPS含量過高導致污泥表面電負性增大。致使污泥沉降性能惡化，然而Pavoni等5，研究表明，EPS總量的增大降低

17、了細菌細胞表面的有效臨界電勢，促進生物絮凝作用發(fā)生，利于活性污泥沉降Benetti等，研究發(fā)現(xiàn)，當EPS濃度低于某一特定值時，SVI隨著EPS濃度的增加而降低，當達到某個特定值后，再增加聚合物的濃度會導致SVI增大。不同學者得到的結論差別較大，其原因除EPS提取方法不同之外 忽略了TB與LB的重要性也可能是原因之一，關于EPS的變化如何影響污泥的絮凝與沉降性能是當前研究亟待解決的問題。1.4 胞外聚合物對活性污泥的影響及應用 由于生物處理和生物修復在環(huán)境工程中的大量應用，使環(huán)境工程中胞外聚合物的研究近年來成為熱點問題。就目前的文獻而言，EPS的提取過程較為繁瑣，且尚無統(tǒng)一程序和方法；EPS的測

18、定目前主要采取化學法，微生物來源直接影響測定結果。因此，未來的工作應該完善現(xiàn)有的提取方法，同時開發(fā)先進的分析技術，以提高效率和準確度。另一方面，大量的工作應集中在EPS的高效純化研究中，以利于EPS作為自然、可降解生物絮凝劑和吸附劑在環(huán)境工程中的大量應用6。1.4.1 EPS對污泥絮凝的影響 EPS 主要來源于進水基質、微生物新陳代謝、細胞自溶和脫落的細胞表面物質4 個方面。對于環(huán)境微生物而言,污泥顆粒中,單個細胞大約50 %的EPS存在于細胞表面40m內。但在菌膠團中，EPS 主要集中在菌膠團中間，即為細胞的相互連接。因為EPS是菌膠團的重要組成,構成菌膠團的骨架。EPS的生長受到抑制或者E

19、PS作為碳源和能源被微生物降解，則引起絮體解散，對絮體帶來不利影響。因為胞外聚合物與生物絮凝體的結構、性質和生物去除效果等密切相關,國內外對胞外聚合物開展了大量研究。1.4.2 EPS吸附性能的負面影響EPS的吸附性能能夠促進活性污泥的絮凝以及泥水分離但同時也會帶來一定的負面影響主要表現(xiàn)在膜反應器MBR問題上7。實驗表明導致膜污染的主要原因是EPS對膜的結合堵塞23膜污染物中的EPS含量是正常活性污泥的4倍。另一方面EPS吸附有機物形成的大顆粒粘附在膜上堵塞膜孔使膜的流通量下降從而影響了MBR系統(tǒng)的運行經(jīng)過發(fā)射型電子顯微鏡EEM鑒定EPS中的多糖由于其自身的高粘性而成為污染膜的主要成分。1.4

20、.3 EPS吸附性能的正面應用 由于EPS是天然的聚陰離子物質因此依靠離子交換作用固定重金屬離子形成復合物并將其本身攜帶的鈣鎂離子釋放到環(huán)境中，可以修復重金屬污染的土壤這也是近年來EPS應用研究的熱點8。當然由于EPS本身成分及其影響因素復雜性及其吸附重金屬的鍵合作用發(fā)生的部位不同，導致EPS對不同的重金屬具有不同的親和力。1.5 EPS提取物化學分析EPS提取物中主要為多糖、蛋白質和DNA。多糖的測定采用蒽酮。H2S04比色法，即高溫下糖類會被濃H2S04脫水生成糠醛或糠醛衍生物，并與蒽酮縮合成藍色化合物。在620nm處測定吸光度(721型分光光度計)，以葡萄糖的標準曲線可換算出糖的含量。D

21、NA采用紫外吸收法測定（UV-500紫外可見分光光度計）10。測定溶液在260 nm的吸光度，DNA濃度（mg/L）的計算公式為蛋白質=1.45A280nm -0.74×A260mn。該方法能消除樣品中核酸對測定值的干擾。本實驗中主要針對EPS中多糖和蛋白質的測量。1.6 SBR工藝1.6.1 SBR簡介SBR又稱序批式活性污泥法，與傳統(tǒng)污水處理工藝不同，SBR技術采用時間分割的操作方式代替空間分割的操作方式，非穩(wěn)定生化反應代替穩(wěn)態(tài)生化反應，靜置理想沉淀代替?zhèn)鹘y(tǒng)的動態(tài)沉淀，它的主要特征是在運行上的有序和間歇操作，SBR技術的核心是SBR反應池，該池集均化，初沉，生物降解，二沉等功能于

22、一池，無污泥回流系統(tǒng)11。1.6.2 SBR工藝的優(yōu)缺點優(yōu)點：（1）、理想的推流過程使生化反應推動力增大，效率提高，池內厭氧、好氧處于交替狀態(tài)，凈化效果好。 （2）、運行效果穩(wěn)定，污水在理想的靜止狀態(tài)下沉淀，需要時間短、效率高，出水水質好。 （3）、耐沖擊負荷，池內有滯留的處理水，對污水有稀釋、緩沖作用，有效抵抗水量和有機污物的沖擊。 （4）、工藝過程中的各工序可根據(jù)水質、水量進行調整，運行靈活。 （5）、處理設備少，構造簡單，便于操作和維護管理。 （6）、反應池內存在DO、BOD5濃度梯度，有效控制活性污泥膨脹。 （7）、SBR法系統(tǒng)本身也適合于組合式構造方法，利于廢水處理廠的擴建和改造。

23、（8）、脫氮除磷，適當控制運行方式，實現(xiàn)好氧、缺氧、厭氧狀態(tài)交替，具有良好的脫氮除磷效果。 （9）、工藝流程簡單、造價低。主體設備只有一個序批式間歇反應器，無 二沉池、污泥回流系統(tǒng)，調節(jié)池、初沉池也可省略，布置緊湊、占地面積省。缺點：（1）、連續(xù)進水時，對于單一SBR反應器需要較大的調節(jié)池。 （2）、對于多個SBR反應器，其進水和排水的閥門自動切換頻繁。 （3）、無法達到大型污水處理項目之連續(xù)進水、出水的要求。 （4）、設備的閑置率較高。 （5）、污水提升水頭損失較大。 （6）、如果需要后處理，則需要較大容積的調節(jié)池 1.6.3 SBR系統(tǒng)的適用范圍 （1）、中小城鎮(zhèn)生活污水和廠礦企業(yè)的工業(yè)廢

24、水，尤其是間歇排放和流量變化較大的地方。 （2）、需要較高出水水質的地方，如風景游覽區(qū)、湖泊和港灣等，不但要去除有機物，還要求出水中除磷脫氮，防止河湖富營養(yǎng)化。 （3）、水資源緊缺的地方。SBR系統(tǒng)可在生物處理后進行物化處理，不需要增加設施，便于水的回收利用。 （4）、用地緊張的地方。 （5）、對已建連續(xù)流污水處理廠的改造等。 （6）、非常適合處理小水量，間歇排放的工業(yè)廢水與分散點源污染的治理12。1.6.4 SBR系統(tǒng)的調試 （1）活性污泥的培養(yǎng)馴化 SBR反應池去除有機物的機理與普通活性污泥法基本相同，主要大量繁殖的微生物群體降解污水中的有機物。 活性污泥處理系統(tǒng)在正式投產(chǎn)之前的首要工作是

25、培養(yǎng)和馴化活性污泥?；钚晕勰嗟呐囵B(yǎng)馴化可歸納為異步培馴法、同步培馴法和接種培馴法，異步法為先培養(yǎng)后馴化，同步法則培養(yǎng)和馴化同時進行或交替進行，接種法系利用其他污水處理廠的剩余污泥，再進行適當?shù)呐囫Z13。培養(yǎng)活性污泥需要有菌種和菌種所需要的營養(yǎng)物。對于城市污水，其中的菌種和營養(yǎng)都具備，可以直接進行培養(yǎng)。對于工業(yè)廢水，由于其中缺乏專性菌種和足夠的營養(yǎng)，因此在投產(chǎn)時除用一般的菌種和所需要營養(yǎng)培養(yǎng)足夠的活性污泥外，還應對所培養(yǎng)的活性污泥進行馴化，使活性污泥微生物群體逐漸形成具有代謝特定工業(yè)廢水的酶系統(tǒng)，具有某種專性。 （2）試運行活性污泥培養(yǎng)馴化成熟后，就開始試運行。試運行的目的使確定最佳的運行條件。

26、在活性污泥系統(tǒng)的運行中，影響因素很多，混合液污泥濃度、空氣量、污水量、污水的營養(yǎng)情況等。活性污泥法要求在曝氣池內保持適宜的營養(yǎng)物與微生物的比值，供給所需要的氧，使微生物很好的和有機物相接觸，全體均勻的保持適當?shù)慕佑|時間。對SBR處理工藝而言，運行周期的確定還與沉淀、排水排泥時間及閑置時間有關，還和處理工藝中所設計的SBR反應器數(shù)量有關。運行周期的確定除了要保證處理過程中運行的穩(wěn)定性和處理效果外，還要保證每個池充水的順序連續(xù)性，即合理的運行周期應滿足運行過程中避免兩個或兩個以上的池子同時進水或第一個池子和最后一個池子進水脫節(jié)的現(xiàn)象。同時通過改變曝氣時間和排水時間，對污水進行不同的反應測試，確定最

27、佳的運行模式，達到最佳的出水水質、最經(jīng)濟的運行方式。 （3）污泥沉降性能的控制，活性污泥的良好沉降性能是保證活性污泥處理系統(tǒng)正常運行的前提條件之一。如果污泥的沉降性能不好，在SBR的反應期結束后，污泥難以沉淀，污泥的壓密性差，上層清液的排除就受到限制，水泥比下降，導致每個運行周期處理污水量下降。如果污泥的絮凝性能差，則出水中的懸浮固體（SS）含量將升高，COD上升，導致處理出水水質的下降。導致污泥沉降性能惡化的原因是多方面的，但都表現(xiàn)在污泥容積指數(shù)（SVI）的升高。SBR工藝中由于反復出現(xiàn)高濃度基質，在菌膠團菌和絲狀菌共存的生態(tài)環(huán)境中，絲狀菌一般是不容易繁殖的，因而發(fā)生污泥絲狀菌膨脹的可能性是

28、非常低的14。SBR較容易出現(xiàn)高粘性膨脹問題。這可能是由于SBR法是一個瞬態(tài)過程，混合液內基質逐步降解，液相中基質濃度下降了，但并不完全說明基質已被氧化去除，加之許多污水的污染物容易被活性污泥吸附和吸收，在很短的時間內，混合液中的基質濃度可降至很低的水平，從污水處理的角度看，已經(jīng)達到了處理效果，但這僅僅是一種相的轉移，混合液中基質的濃度的降低僅是一種表面現(xiàn)象?？梢哉J為，在污水處理過程中，菌膠團之所以形成和有所增長，就要求系統(tǒng)中有一定數(shù)量的有機基質的積累，在胞外形成多糖聚合物（否則菌膠團不增長甚至出現(xiàn)細菌分散生長現(xiàn)象，出水渾濁）。在實際操作過程中往往會因充水時間或曝氣方式選擇的不適當或操作不當而

29、使基質的積累過量，致使發(fā)生污泥的高粘性膨脹。 污染物在混合液內的積累是逐步的，在一個周期內一般難以馬上表現(xiàn)出來，需通過觀察各運行周期間的污泥沉降性能的變化才能體現(xiàn)出來。為使污泥具有良好的沉降性能，應注意每個運行周期內污泥的SVI變化趨勢，及時調整運行方式以確保良好的處理效果15。1.7 課題研究目的和意義 微生物污水處理系統(tǒng)中，大部分微生物都是以微生物凝聚體的形式存在，比如絮狀污泥，生物膜和顆粒污泥。EPS高分子量高聚物混合物，在純培養(yǎng)、活性污泥、顆粒污泥和生物膜的研究中通過電子顯微鏡技術觀察到它的存在。EPS對顆粒污泥的形成起重要作用，對微生物聚集體的物化特性有很明顯的影響，包括結構、表面電

30、荷、絮凝性、沉降性、脫水性和吸附特性。研究發(fā)現(xiàn)，EPS具有運輸功能，在生物質絮凝時起一定的作用，可從絮體污泥和活性污泥中EPS不同含量和組分，來解釋它們對聚合物宏觀結構的不同影響4。因此對EPS進行深入的研究不光對提高微生物廢水處理的認識有重要意義，也大大的提高了對提高生物處理效率控制運行參數(shù)的精度，為脫氮除磷，新工藝提供科學的設計、運行參數(shù)。1.8課題研究內容（1）培養(yǎng)、馴化活性污泥，使其具有一定的脫氮除磷效率； SBR反應池去除有機物的機理與普通活性污泥法基本相同，主要大量繁殖的微生物群體降解污水中的有機物。 活性污泥處理系統(tǒng)在正式投產(chǎn)之前的首要工作是培養(yǎng)和馴化活性污泥。活性污泥的培養(yǎng)馴化

31、可歸納為異步培馴法、同步培馴法和接種培馴法，異步法為先培養(yǎng)后馴化，同步法則培養(yǎng)和馴化同時進行或交替進行，接種法系利用其他污水處理廠的剩余污泥，再進行適當?shù)呐囫Z。 （2）研究不同碳源對反應器脫氮除磷性能和EPS總量及其組分的影響；以及EPS的變化對污泥絮凝沉降性能的影響。（3）研究不同碳源對COD含量和組分的影響，并探究COD去除率最大時，最佳碳源的選擇。第2章 實驗材料與方法2.1實驗材料、儀器及試劑2.1.1 實驗材料本實驗采用的廢水是由吉林市某屠宰場提供的屠宰廢水，通過添加葡萄糖、淀粉、乙酸鈉等外加碳源，在SBR反應器中馴化活性污泥后，探究對EPS、COD及除磷效果的影響。2.1.2 實驗

32、試劑 表2-1實驗所用試劑名稱純度生產(chǎn)商氯化鈉99.5%（分析純）天津市化學試劑三廠濃硫酸98%天津市化學試劑四廠硫酸銀99.7%（分析純）天津市光復精細化工研究所重鉻酸鉀99.7%（分析純）沈陽市華東試劑廠硫酸亞鐵按99.5%（分析純）天津市瑞金特化學品有限公司鹽酸36%-38%（分析純）天津市化學試劑一廠葡萄糖（分析純）沈陽市華東試劑廠淀粉（分析純）天津市永大化學試劑有限公司酒石酸鉀鈉分析純沈陽市華東試劑廠氫氧化鈉96.0煙臺市雙雙化工有限公司碘化鉀分析純天津市永大化學試劑有限公司對氨基苯磺酸99.6沈陽市華東試劑廠乙酸鈉99.0天津市光復精細化工研究所鹽酸萘胺99.5天津市津科精細化工研

33、究所硫酸汞98.5上?；瘜W試劑采購供應站經(jīng)銷酒石酸銻氧鉀99.0天津市光復精細化工研究所磷酸二氫鉀99.5天津市瑞金特化學品有限公司考馬斯亮藍070115上海藍季科技發(fā)展有限公司蒽酮分析純國藥集團化學試劑有限公司抗壞血酸99.7沈陽市華東試劑廠鉬酸銨8590天津市永大化學試劑有限公司鄰菲羅琳99.0天津市瑞金特化學品有限公司2.1.3 試驗所需要的儀器表2-2實驗所需儀器儀器名稱型號/規(guī)格生產(chǎn)商SBR反應器小型自制紫外可見分光光度計722上海光譜儀器有限公司比色管50mL天津市天科玻璃儀器制造有限公司離心機80-2B上海安亭科學儀器廠電爐子DL-I-15天津市泰斯特儀器有限公司水浴鍋HH-1金

34、壇市江南儀器廠電子天平FA1004A上海精密科學儀器有限公司天平儀器廠錐形瓶250ml-2.1.4 實驗溶劑的選擇(1)、蒽酮 0.2%蒽酮的配制：0.2g蒽酮溶于100ml濃硫酸中(2)、考馬斯亮藍 將100mg考馬斯亮藍G-250溶于50ml 95%乙醇，加入100ml85%的磷酸，然后，用蒸餾水補充至1000ml，此染液放4至少6個月保持穩(wěn)定。(3)、酒石酸鉀鈉 稱取50g酒石酸鉀鈉（KNaC4H4O6.4H2O）溶于100ml去離子水中，加熱煮沸除去NH3，定容至100ml。(4)、納氏試劑 稱取16gNaOH溶于50ml去離子水中，冷卻； 先稱7gKI溶于50ml去離子水中，再稱10

35、gHgI2,溶于上述KI溶液中； 將溶液a在攪拌的條件下緩慢注入溶液b中，標定至100ml，貯存在塑料瓶中避光，納氏試劑可用12周。(5)、抗壞血酸10g抗壞血酸溶于水中，并稀釋至100ml，該溶液貯存在棕色玻璃瓶中，在冷卻后可以穩(wěn)定幾周，如顏色變黃則棄去重配；(6)、鉬酸鹽 溶解13g鉬酸銨(NH4)6Mo7024&middot：4H2O于100ml水中。溶解0.35g酒石酸銻鉀KSbC4H407&middot：1H2O于100ml水中。在不斷攪拌下把鉬酸銨溶液徐徐加到300ml硫酸（1:1）中，加酒石酸銻鉀溶液并且混合均勻。該溶液貯存在棕色玻璃瓶中，在冷處可保存兩個月。(7

36、)、對氨基苯磺酸 稱0.6g對氨基苯磺酸溶于80ml熱水中，冷卻后加入20ml濃鹽酸，標定至100ml。(8)、CH3COONa溶液 稱取16.4gCH3COONa溶于去離子水中，標定至100ml。(9)、鹽酸-萘胺溶液 稱取0.6g鹽酸-萘胺溶液溶于1ml濃鹽酸水中，稀釋至100ml，溶液若渾濁，則應過濾儲存于棕色試劑瓶中，低溫貯存。2.1.4 測量COD方法本實驗采用的是重鉻酸鉀法測定COD用0.25mg/L濃度重鉻酸鉀溶液可測定大于50mg/l的COD值，未經(jīng)稀釋水樣的測定上限是700mg/L。用0.025mol/L濃度的重鉻酸鉀溶液可測定550mg/L的COD值，但低于10mg/L時測

37、量準確度較差20。 （1）重鉻酸鉀標準溶液（1/6K2CrO7=0.25mol/L）:稱取預先在120烘干2h的基準或優(yōu)級純重鉻酸鉀12.258g，溶于水中，移入1000mL容量瓶中稀釋至標線，搖勻。 （2）硫酸亞鐵銨標準溶液（NH4）2Fe(SO4)26H2O0.1mol/L：稱取39.5g硫酸亞鐵銨溶于水中，邊攪拌邊緩慢加入20mL濃硫酸，冷卻后移入1000mL容量瓶中，加水稀釋至標線，搖勻，臨用前用重鉻酸鉀溶液標定。標定方法：準確吸取10.00mL重鉻酸鉀標準溶液于500mL錐形瓶中，加水稀釋至110mL左右，緩慢加入30mL濃硫酸，混勻，冷卻后，加入3滴試亞鐵靈指示液（約0.15mL）

38、用硫酸亞鐵銨溶液標定，溶液的顏色由黃色經(jīng)藍綠色至紅褐色，即為終點。 C硫酸銨=0.2500*10.00V （3）試亞鐵靈指示液：稱取1.458g鄰菲羅啉（C12H8N2H2O）0.635g硫酸亞鐵（FeSO47H20）溶于水中，稀釋至100mL，貯于棕色瓶中。 （4）硫酸-硫酸銀溶液：于2500mL濃硫酸中加入25g硫酸銀，放置兩天，不時搖動使其溶解（如無2500mL容器，可在500mL濃硫酸中加入5g銀）。 （5）硫酸汞：結晶或粉末。2.2實驗裝置圖 如圖2.3-1所示為本實驗所用序批示活性污泥工藝裝置圖，此裝置主要包含電機、攪拌器、曝氣裝置，及主體。圖為實驗裝置示意圖。 圖2-1 SBR反

39、應器實驗裝置示意圖 活性污泥馴化培養(yǎng)馴化結束后的活性污泥曝氣6小時攪拌3小時澄清，吸取上清液測定TB-EPS、LB-EPS、磷酸鹽、總磷、COD葡萄談、淀粉、乙酸鈉作為碳源處理屠宰廢水，以及無外加碳源時2.3 實驗路線圖圖2-2 實驗路線圖 第3章 不同碳源對屠宰廢水中EPS的影響 胞外聚合物( Extra - cellular Polymeric Substances ,EPS) 是具有相似或相同結構的化合物通過聚合而成的有機高分子物質，分子量通常在10000以上，它具有復雜的化學組成,蛋白質和多糖是最主要的2種成分，占總量70 %80 %。EPS主要來源于進水基質、微生物新陳代謝、細胞自溶

40、和脫落的細胞表面物質4個方面16。對于環(huán)境微生物而言，污泥顆粒中，單個細胞大約50 %的EPS存在于細胞表面40m內。但在菌膠團中，EPS主要集中在菌膠團中間，即為細胞的相互連接。因為EPS是菌膠團的重要組成，構成菌膠團的骨架。EPS的生長受到抑制或者EPS作為碳源和能源被微生物降解，則引起絮體解散，對絮體帶來不利影響。本實驗主要針對EPS中蛋白質和多糖的測定進行探究。3.2試驗方法3.2.1 實驗的前期準備 用屠宰廢水在SBR反應器中馴化活性污泥。 在測量EPS前一天需要在9:0016:00之間每隔一個小時取一次水樣，每次取10ml水樣（最好每次取得水樣中帶些泥），共取8支試樣。3.2.2不

41、同碳源下對屠宰廢水的處理 在轉速為10000下離心5分鐘得到可溶性有機物各取1ml待測定可溶性多糖和蛋白質用。 棄去上清液，加0.9%NaCl溶液至滿，超聲波震蕩2分鐘后，離心10分鐘后各取1ml待測定LB-多糖和LB-蛋白質用。 棄去上清液，加0.9%NaCl溶液至滿，70水解30分鐘，離心15分鐘后各取1ml待測定TB-多糖和TB-蛋白質17。3.2.3不同碳源下對屠宰廢水中多糖和蛋白中的測量方法 多糖：1ml溶液中加入0.5ml蒽酮試劑，再向其中加入5ml濃硫酸，加棉塞沸水浴中水解10分鐘后自然冷卻，在波長為630nm下測定其吸光度。 蛋白質：1ml溶液中加入5ml考馬斯亮藍，靜置3分鐘

42、，在波長為595nm下測定其吸光度。3.3 實驗結果分析3.3.1乙酸鈉作為碳源時EPS的變化 SBR反應器啟動期，添加淀粉作為碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質量濃度的變化趨勢如表1所示 隨著運行時間的增加，緊密層胞外聚合物( TB-EPS) 和疏松層胞外聚合物( LB-EPS) 質量濃度逐漸升高，反應器運行至12d時，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度保持相對穩(wěn)定，平均值分別達到114.46mg/L和90.82mg/L，EPS總量維持在205.28mg/L，TB-EPS占EPS總量的55.76%，約為LB-EPS的1.26倍 這主要由于TB-EPS位于細胞體表面，與細胞壁結合牢固，不易脫

43、落，含量相對較高，啟動期污泥沉降性能良好表1 啟動期間TB-EPS、LB-EPS的變化運行周期/d36912151821(LB-EPS/（mg/L） 85.286.0789.3596.1494.3293.9591.09(TB- EPS)/（mg/L） 101.18105.64110.11127.85121.55120.54114.34( EPS)/（mg/L） 186.39191.71199.46223.98215.86214.49205.433.3.2葡萄糖作為外加碳源時EPS的變化 SBR反應器啟動期，當不添加外加碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質量濃度的變化趨勢如表2所示 隨著運行時間的

44、增加，緊密層胞外聚合物( TB-EPS) 和疏松層胞外聚合物( LB-EPS) 質量濃度基本無變化，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度，平均值分別為173.74mg/L和106.38mg/L，EPS總量維持在280.12mg/L，TB-EPS占EPS總量的62%，約為LB-EPS的1.63倍。運行周期/d36912151821(LB-EPS/（mg/L） 104.72112.76101.6100.6103.44107.62113.89(TB- EPS)/（mg/L） 168.50191.65159.11158.54168.65175.34194.38( EPS)/（mg/L） 273.223

45、04.4260.71259.14272.09282.96308.27 表2 啟動期間TBEPS、LB-EPS的變化3.3.3 淀粉作為碳源時EPS的變化SBR反應器啟動期，當添加淀粉作為碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質量濃度的變化趨勢如表3所示。 運行周期/d36912151821(LB-EPS/（mg/L） 203.1171.82191.73175.62196.39185.8199.85(TB- EPS)/（mg/L） 223.82219.85212.26228.91239.37222.41207.39( EPS)/（mg/L） 426.93391.68403.99404.53435.76

46、408.21407.23表3 啟動期間TBEPS、LB-EPS的變化 隨著運行時間的增加，緊密層胞外聚合物( TB-EPS) 和疏松層胞外聚合物( LB-EPS) 質量濃度的平均值分別達到222mg/L和189.19mg/L，EPS總量維持在411.19mg/L，TB-EPS占EPS總量的54%，約為LB-EPS的1.17倍。3.4結果討論最適碳水化合物的選擇：利用不同碳水化合物作為碳源時，LB-EPS的變化如下圖所示， 當無外加碳源時如圖中1所示，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度平均值分別達到159.04mg/L和104.83mg/L，EPS總量維持在263.87mg/L。當使用乙酸鈉(

47、 428mg/L)作為唯一碳源時如圖中2所示，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度平均值分別達到114.46mg/L和90.82mg/L，EPS總量維持在205.28mg/L。當葡萄糖作為外加碳源時如圖中3所示，TB-EPS和LB-EPS的質量濃度，平均值分別為173.74mg/L和106.38mg/L，EPS總量維持在280.12mg/L。當使用淀粉( 632mg/L)作為唯一碳源時，如圖中4所示，緊密層胞外聚合物( TB-EPS) 和疏松層胞外聚合物( LB-EPS) 質量濃度的平均值分別達到222mg/L和189.19mg/L，EPS總量維持在411.19mg/L，綜上可知，當外加碳源為

48、乙酸鈉時，對污泥的沉降性能最好。 第4章 不同碳源對屠宰廢水污染物處理效果的影響4.1不同碳源對屠宰廢水中COD的影響4.1.1測量COD原理在強酸性溶液中，一定量的重鉻酸鉀氧化水樣中還原性物質，過量的重鉻酸鉀以試亞鐵靈作指示劑、用硫酸亞鐵銨溶液回滴。根據(jù)用量算出水樣中還原性物質消耗氧的量。194.1.2實驗步驟： 1、取20.00ml 混合均勻的水樣（或適量水樣稀釋至20ml）置于COD瓶中，準確加入10.00ml重鉻酸鉀標準溶液及數(shù)粒小玻璃珠，準確加入30.00ml硫酸-硫酸銀溶液，加入0.4-1.0g硫酸汞（當水中氯根較高時，硫酸汞應該加量）輕輕搖動COD瓶使溶液混合均勻，加熱回流2小時

49、，冷卻2小時，。 2、冷卻后用90ml蒸餾水沖洗冷凝管壁，取下錐形瓶，液體體積不得少于140ml. 3、溶液再度冷卻后，加三滴試亞鐵靈指示劑，用硫酸亞鐵銨標準溶液滴定，溶液的顏色由黃色經(jīng)藍綠色至紅褐色即為滴定終點，記錄硫酸亞鐵銨的使用量。 4、測定的同時，以20.00ml蒸餾水，按同樣操作步驟做空白實驗記錄滴定空白時硫酸亞鐵銨標準溶液的用量。4.1.3結果與數(shù)據(jù)分析利用不同碳水化合物作為碳源時，COD去除率的變化如圖所示，a、b、c、d段分別為外加碳源為葡萄糖、淀粉、無外加碳源、乙酸鈉時COD去除率的變化曲線。 圖4-1 不同碳源時COD去除率隨時間的變化當使用葡萄糖(480mg/L)、淀粉(

50、 380mg/L)、無碳源、乙酸鈉（1500mg/L）作為唯一碳源時，進水COD約為460mg/L，COD去除率( 質量分數(shù)) 分別為90.01%，79.34%，85.73%，88.43%，淀粉作為唯一碳源，降解過程比較緩慢，運行3h后COD去除率只有66.21%，7h只能達到,72.34%，這說明在一個運行周期內并不能有效降解淀粉。葡萄糖作為唯一碳源時，降解過程比較快，去除率在這四種情況下最大，這說明在一個運行周期內可以有效降解葡萄糖。4.2 不同碳源對屠宰廢水中總磷的影響4.2.1實驗方法1mL水樣稀釋至50mL+1mL抗壞血酸+2mL鉬酸鹽15min之后，在700nm可見光檢測。4.2.

51、2實驗結果討論當采用葡萄糖、淀粉、無外加碳源、乙醇鈉作為唯一碳源時，如下圖所示， 圖4-2 乙酸鈉作為碳源時總磷去除率隨時間的變化 圖4-3 淀粉作為碳源時總磷去除率隨時間的變化 圖4-4 無外加碳源時總磷去除率隨時間的變化 圖4-5 葡萄糖作為碳源時總磷去除率隨時間的變化 當總磷濃度在1520mg/L范圍內時對照組總磷的去除率僅為44.，加入乙酸鈉作為碳源可以使其提高到8891屬于較穩(wěn)定范圍內增幅，以葡萄糖為碳源時總磷去除率最高僅為88 但是上下增幅較大不穩(wěn)定，投加淀粉最高可使其達到77?？偭椎娜コЧ宜徕c為最佳最高達到91 其次是葡萄糖，再次是淀粉，結合查閱文獻得知原因可能是由于乙酸鈉可

52、以代替細胞內的糖原力為生物生長提供能量和還原力，因此可以選擇性促進聚糖菌的生長從而降低了聚磷菌的競爭力而乙酸鈉正好與之相反作用抑制了聚糖菌的生長而提高了聚磷菌的競爭力，由圖4-4可以看出當進水中所含磷的總量為15-18mg/L之間，對照組總磷的去除率較低僅為44，投加乙酸鈉后總磷的去除率穩(wěn)定在88%-91%之間，由此可知添加外加碳源的確增加了除磷的效果。 4.3 不同碳源對屠宰廢水中磷酸鹽的影響4.3.1試驗方法以水樣：顯色溶液=10:1的量進行配制溶液靜置2min后在450nm下測其吸光度。4.3.2實驗結果討論當使用葡萄糖、淀粉、無外加碳源及乙酸鈉作為唯一碳源時，如圖所示， 圖4-6 葡萄

53、糖作為碳源時磷酸鹽變化 圖4-7 淀粉作為碳源時磷酸鹽變化 圖4-8無外加碳源時磷酸鹽變化 圖4-9乙酸鈉作為碳源時磷酸鹽變化PO43-P進水為80mg/L，PO43-P去除率分別為88%，77%，82%，79% 明顯看出，葡萄糖作為唯一碳源時，PO43-P的去除率( 88%) 要高于其他碳源，無外加碳源時次之，而淀粉和乙酸鈉作為唯一碳源時，PO43-P去除率則較低，這是由于在SBR系統(tǒng)內發(fā)生了同步硝化反硝化，而同步硝化反硝化協(xié)同除磷在厭氧條件下吸收易降解碳源，并釋放磷，然后在好氧階段達到吸磷及脫氮的目的，使整個反應過程無NO3-N的積累，這主要是由于存在具有反硝化能力的聚磷菌( 反硝化聚磷菌) ， 當NH4-N一旦被硝化成NO3-N時，反硝化聚磷菌就直接利用NO3-N作為電子受體直接吸磷; 而在以葡萄糖作為唯一碳源的系統(tǒng)中，反硝化聚磷菌能夠有效地實現(xiàn)厭氧釋磷和缺氧吸磷的作用，以乙醇鈉和淀粉作為唯一碳源的系統(tǒng)中，其降解速率較慢，需水解為小分子有機酸后才可以被吸收利用，厭氧釋磷和缺氧吸磷