重度污染離子交換樹脂復(fù)蘇優(yōu)化研究畢業(yè)論文

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過電子顯微鏡技術(shù)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(jié)構(gòu)、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與不同濃度的外加碳源，探究了其對EPS與總磷的影響，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與無外加碳源時，EPS的總量分別維持在：無外加碳源時，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)量濃度平均值分別

2、達(dá)到159.04mg/L和104.83mg/L，使用乙酸鈉作為唯一碳源時，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)量濃度平均值分別達(dá)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(zhì)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(zhì)量濃度的平均值分別達(dá)到222mg/L和189.19mg/L。當(dāng)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(zhì)量分?jǐn)?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(guān)

3、鍵詞：碳源；SBR工藝；胞外聚合物（EPS）- 27 - / 27AbstractMicrobial 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,

4、 sludge and biofilm 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, sett

5、ling, dehydration 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, t

6、he EPS in-depth 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

7、scientific design, 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 sourc

8、e can greatly 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 a

9、gain starch, 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51.1EPS的定義51.2研究背景51.3 國外發(fā)展趨勢61.4 胞外聚合物對活性污泥的影響與應(yīng)用61.4.1EPS對污泥絮凝的影響61.4.2EPS吸附性能的負(fù)面影響7 1.4.3EPS吸附性能的正

10、面應(yīng)用71.5EPS提取物化學(xué)分析71.6SBR工藝71.6.1SBR簡介71.6.2SBR工藝的優(yōu)缺點81.6.3SBR系統(tǒng)的適用圍81.6.4SBR系統(tǒng)的調(diào)試91.7課題研究目的和意義101.8課題研究容11 第2章 實驗材料與方法122.1實驗材料、儀器與試劑122.1.1實驗材料122.1.2試驗試劑122.1.3實驗儀器122.1.4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163.2.1實驗的前期準(zhǔn)備163.2.2不同碳源下對屠宰廢水的處理163.2.3不同碳源下對屠宰廢水中多糖和蛋白中的測量方法163.3實驗結(jié)果分析163.3

11、.1乙酸鈉作為碳源時EPS的變化163.3.2葡萄糖作為外加碳源時EPS的變化173.3.3淀粉作為碳源時EPS的變化173.4結(jié)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194.1不同碳源對屠宰廢水中COD的影響194.1.1測量COD原理194.1.3結(jié)果與數(shù)據(jù)分析194.2不同碳源對屠宰廢水中總磷的影響204.2.1實驗方法204.2.2實驗結(jié)果討論204.3不同碳源對屠宰廢水中磷酸鹽的影響224.3.1試驗方法224.3.2實驗結(jié)果討論22結(jié) 論25參考文獻(xiàn)26致 28第1章 緒論EPS具有運(yùn)輸功能，在生物質(zhì)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

12、，來解釋它們對聚合物宏觀結(jié)構(gòu)的不同影響。因此對EPS進(jìn)行深入的研究不光對提高微生物廢水處理的認(rèn)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(yùn)行參數(shù)的精度，為脫氮除磷，新工藝提供科學(xué)的設(shè)計、運(yùn)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與不同濃度的外加碳源，研究了其對SBR法中EPS與脫氮除磷效果的影響，結(jié)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 , EPS) 是具有相似或一樣結(jié)構(gòu)的化合物通過聚合而成的有機(jī)高分子物質(zhì),分子量通常在10000以上,它具有復(fù)雜的化學(xué)組成,

13、蛋白質(zhì)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(yán)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(dāng)?shù)⒘纂S污水持續(xù)進(jìn)入緩流水體，可造成水生植物和藻類過度生長，引起水質(zhì)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(zhuǎn)為以藍(lán)藻為主，而藍(lán)藻有不少種有膠質(zhì)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

14、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(zhì)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，而且在穿射水層的過程中，由于被藻類吸收而衰竭。因而使得難以透射進(jìn)入湖泊等水體的深層造成溶解氧的來源減少，嚴(yán)重影響水中魚類的生存。三是水體富營養(yǎng)化常導(dǎo)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(zhì)含量超過一定標(biāo)準(zhǔn)的水，會導(dǎo)致中毒。絕大多數(shù)水體富營養(yǎng)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(zhì)就使水體失去了營養(yǎng)物質(zhì)富集的可能性2。 因此檢測廢水中的EPS

15、含量的變化趨勢與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(zhì)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(jī)理尚不明確，研究表明細(xì)菌的細(xì)胞壁被多糖包裹后，細(xì)胞的有效臨界電勢降低。從而使細(xì)菌之間發(fā)生絮凝。Barker等4，觀察到在源呼吸期EPS生成速度加快,細(xì)胞絮凝程度明顯增強(qiáng)EPS總量與污泥絮凝性存在正相關(guān)性。然而，另一部分研究者認(rèn)為EPS含量的增大不利于生物絮凝。Wilen等，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(jié)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(xì)菌細(xì)胞

16、或菌膠團(tuán)的疏松結(jié)合不利于生物絮凝，提取的EPS總量與FA呈負(fù)相關(guān)性。另外，也有研究認(rèn)為EPS總量與出水懸浮固體濃度（ESS）無明顯的相關(guān)性，污泥的表面性質(zhì)在生物絮凝中起主導(dǎo)作用，對于EPS總量與污泥沉降性能的關(guān)系，國外學(xué)者也開展了大量的研究Bura等4，認(rèn)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(zhì)決定了污泥表面的電荷EPS含量過高導(dǎo)致污泥表面電負(fù)性增大。致使污泥沉降性能惡化，然而Pavoni等5，研究表明，EPS總量的增大降低了細(xì)菌細(xì)胞表面的有效臨界電勢，促進(jìn)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(dāng)EPS濃度低于某一特定值時，SVI隨著E

17、PS濃度的增加而降低，當(dāng)達(dá)到某個特定值后，再增加聚合物的濃度會導(dǎo)致SVI增大。不同學(xué)者得到的結(jié)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(guān)于EPS的變化如何影響污泥的絮凝與沉降性能是當(dāng)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與應(yīng)用 由于生物處理和生物修復(fù)在環(huán)境工程中的大量應(yīng)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(xiàn)而言，EPS的提取過程較為繁瑣，且尚無統(tǒng)一程序和方法；EPS的測定目前主要采取化學(xué)法，微生物來源直接影響測定結(jié)果。因此，未來的工作應(yīng)該完善現(xiàn)有的提取方法，同時開發(fā)先進(jìn)的分析技術(shù)，以提高效率和準(zhǔn)確度。另一

18、方面，大量的工作應(yīng)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(yīng)用6。1.4.1 EPS對污泥絮凝的影響 EPS 主要來源于進(jìn)水基質(zhì)、微生物新代、細(xì)胞自溶和脫落的細(xì)胞表面物質(zhì)4 個方面。對于環(huán)境微生物而言,污泥顆粒中,單個細(xì)胞大約50 %的EPS存在于細(xì)胞表面40m。但在菌膠團(tuán)中，EPS 主要集中在菌膠團(tuán)中間，即為細(xì)胞的相互連接。因為EPS是菌膠團(tuán)的重要組成,構(gòu)成菌膠團(tuán)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。因為胞外聚合物與生物絮凝體的結(jié)構(gòu)、性質(zhì)和生物去除效果等密切相關(guān),國外對胞外聚

19、合物開展了大量研究。1.4.2 EPS吸附性能的負(fù)面影響EPS的吸附性能能夠促進(jìn)活性污泥的絮凝以與泥水分離但同時也會帶來一定的負(fù)面影響主要表現(xiàn)在膜反應(yīng)器MBR問題上7。實驗表明導(dǎo)致膜污染的主要原因是EPS對膜的結(jié)合堵塞23膜污染物中的EPS含量是正?；钚晕勰嗟?倍。另一方面EPS吸附有機(jī)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(yùn)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。1.4.3 EPS吸附性能的正面應(yīng)用 由于EPS是天然的聚陰離子物質(zhì)因此依靠離子交換作用固定重金屬離子形成復(fù)合物并將其本身攜帶的鈣鎂離子釋放到環(huán)境中，可

20、以修復(fù)重金屬污染的土壤這也是近年來EPS應(yīng)用研究的熱點8。當(dāng)然由于EPS本身成分與其影響因素復(fù)雜性與其吸附重金屬的鍵合作用發(fā)生的部位不同，導(dǎo)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(xué)分析EPS提取物中主要為多糖、蛋白質(zhì)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(lán)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(biāo)準(zhǔn)曲線可換算出糖的含量。DNA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(zhì)=1.45A

21、280nm -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(zhì)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(shù)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(yīng)代替穩(wěn)態(tài)生化反應(yīng)，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(yùn)行上的有序和間歇操作，SBR技術(shù)的核心是SBR反應(yīng)池，該池集均化，初沉，生物降解，二沉等功能于一池，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(yīng)推動力增大，效率提高，池厭氧、好氧處于交替狀態(tài)，凈化

22、效果好。 （2）、運(yùn)行效果穩(wěn)定，污水在理想的靜止?fàn)顟B(tài)下沉淀，需要時間短、效率高，出水水質(zhì)好。 （3）、耐沖擊負(fù)荷，池有滯留的處理水，對污水有稀釋、緩沖作用，有效抵抗水量和有機(jī)污物的沖擊。 （4）、工藝過程中的各工序可根據(jù)水質(zhì)、水量進(jìn)行調(diào)整，運(yùn)行靈活。 （5）、處理設(shè)備少，構(gòu)造簡單，便于操作和維護(hù)管理。 （6）、反應(yīng)池存在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(gòu)造方法，利于廢水處理廠的擴(kuò)建和改造。 （8）、脫氮除磷，適當(dāng)控制運(yùn)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(shè)備只有一個序批式間歇反應(yīng)

23、器，無 二沉池、污泥回流系統(tǒng)，調(diào)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(jìn)水時，對于單一SBR反應(yīng)器需要較大的調(diào)節(jié)池。 （2）、對于多個SBR反應(yīng)器，其進(jìn)水和排水的閥門自動切換頻繁。 （3）、無法達(dá)到大型污水處理項目之連續(xù)進(jìn)水、出水的要求。 （4）、設(shè)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(diào)節(jié)池 1.6.3 SBR系統(tǒng)的適用圍 （1）、中小城鎮(zhèn)生活污水和廠礦企業(yè)的工業(yè)廢水，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(zhì)的地方，如風(fēng)景游覽區(qū)、湖泊和港灣等，不但要去除有機(jī)物，還要求出水中除磷脫氮，防止河湖富營

24、養(yǎng)化。 （3）、水資源緊缺的地方。SBR系統(tǒng)可在生物處理后進(jìn)行物化處理，不需要增加設(shè)施，便于水的回收利用。 （4）、用地緊的地方。 （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(diào)試 （1）活性污泥的培養(yǎng)馴化 SBR反應(yīng)池去除有機(jī)物的機(jī)理與普通活性污泥法基本一樣，主要大量繁殖的微生物群體降解污水中的有機(jī)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?；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(jìn)行或交替進(jìn)行，接種法系利用其

25、他污水處理廠的剩余污泥，再進(jìn)行適當(dāng)?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(jìn)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(yīng)對所培養(yǎng)的活性污泥進(jìn)行馴化，使活性污泥微生物群體逐漸形成具有代特定工業(yè)廢水的酶系統(tǒng)，具有某種專性。 （2）試運(yùn)行活性污泥培養(yǎng)馴化成熟后，就開始試運(yùn)行。試運(yùn)行的目的使確定最佳的運(yùn)行條件。在活性污泥系統(tǒng)的運(yùn)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?；钚晕勰喾ㄒ笤谄貧獬乇３诌m宜的營養(yǎng)物與微生物的比值，供給所需要的氧，

26、使微生物很好的和有機(jī)物相接觸，全體均勻的保持適當(dāng)?shù)慕佑|時間。對SBR處理工藝而言，運(yùn)行周期的確定還與沉淀、排水排泥時間與閑置時間有關(guān)，還和處理工藝中所設(shè)計的SBR反應(yīng)器數(shù)量有關(guān)。運(yùn)行周期的確定除了要保證處理過程中運(yùn)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(yùn)行周期應(yīng)滿足運(yùn)行過程中避免兩個或兩個以上的池子同時進(jìn)水或第一個池子和最后一個池子進(jìn)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(jìn)行不同的反應(yīng)測試，確定最佳的運(yùn)行模式，達(dá)到最佳的出水水質(zhì)、最經(jīng)濟(jì)的運(yùn)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(yùn)行的前提條件之一。如果污泥的沉

27、降性能不好，在SBR的反應(yīng)期結(jié)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(dǎo)致每個運(yùn)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(dǎo)致處理出水水質(zhì)的下降。導(dǎo)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(fù)出現(xiàn)高濃度基質(zhì)，在菌膠團(tuán)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，混合液基質(zhì)逐步降解，液相中基質(zhì)濃度下降了，但并不完全說明基質(zhì)已被氧化去除，加之

28、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，混合液中的基質(zhì)濃度可降至很低的水平，從污水處理的角度看，已經(jīng)達(dá)到了處理效果，但這僅僅是一種相的轉(zhuǎn)移，混合液中基質(zhì)的濃度的降低僅是一種表面現(xiàn)象?？梢哉J(rèn)為，在污水處理過程中，菌膠團(tuán)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(jī)基質(zhì)的積累，在胞外形成多糖聚合物（否則菌膠團(tuán)不增長甚至出現(xiàn)細(xì)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(dāng)或操作不當(dāng)而使基質(zhì)的積累過量，致使發(fā)生污泥的高粘性膨脹。 污染物在混合液的積累是逐步的，在一個周期一般難以馬上表現(xiàn)出來，需通過觀察各運(yùn)行周期間的污泥沉降性能的變化才能體現(xiàn)出來。

29、為使污泥具有良好的沉降性能，應(yīng)注意每個運(yùn)行周期污泥的SVI變化趨勢，與時調(diào)整運(yùn)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過電子顯微鏡技術(shù)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(jié)構(gòu)、表面電荷、絮凝性、沉降性、脫水性和吸附特性。研究發(fā)現(xiàn)，EPS具有運(yùn)輸功能，在生物質(zhì)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(jié)構(gòu)的不同

30、影響4。因此對EPS進(jìn)行深入的研究不光對提高微生物廢水處理的認(rèn)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(yùn)行參數(shù)的精度，為脫氮除磷，新工藝提供科學(xué)的設(shè)計、運(yùn)行參數(shù)。1.8課題研究容（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(yīng)池去除有機(jī)物的機(jī)理與普通活性污泥法基本一樣，主要大量繁殖的微生物群體降解污水中的有機(jī)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?；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(jìn)行或交替進(jìn)行，接種法系利用其他污水處理廠的剩余污泥，再進(jìn)行適當(dāng)?shù)呐囫Z。 （2）研究不同

31、碳源對反應(yīng)器脫氮除磷性能和EPS總量與其組分的影響；以與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、儀器與試劑2.1.1 實驗材料本實驗采用的廢水是由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(yīng)器中馴化活性污泥后，探究對EPS、COD與除磷效果的影響。2.1.2 實驗試劑 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）市化學(xué)試劑三廠濃硫酸98%市化學(xué)試劑四廠硫酸銀99.7%（分析純）市光復(fù)精細(xì)化工研究所重鉻酸鉀99.7%（分析純）市

32、華東試劑廠硫酸亞鐵按99.5%（分析純）市瑞金特化學(xué)品鹽酸36%-38%（分析純）市化學(xué)試劑一廠葡萄糖（分析純）市華東試劑廠淀粉（分析純）市永大化學(xué)試劑酒石酸鉀鈉分析純市華東試劑廠氫氧化鈉96.0市雙雙化工碘化鉀分析純市永大化學(xué)試劑對氨基苯磺酸99.6市華東試劑廠乙酸鈉99.0市光復(fù)精細(xì)化工研究所鹽酸萘胺99.5市津科精細(xì)化工研究所硫酸汞98.5化學(xué)試劑采購供應(yīng)站經(jīng)銷酒石酸銻氧鉀99.0市光復(fù)精細(xì)化工研究所磷酸二氫鉀99.5市瑞金特化學(xué)品考馬斯亮藍(lán)070115藍(lán)季科技發(fā)展蒽酮分析純國藥集團(tuán)化學(xué)試劑抗壞血酸99.7市華東試劑廠鉬酸銨8590市永大化學(xué)試劑鄰菲羅琳99.0市瑞金特化學(xué)品2.1.3

33、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(yīng)器小型自制紫外可見分光光度計722光譜儀器比色管50mL市天科玻璃儀器制造離心機(jī)80-2B安亭科學(xué)儀器廠電爐子DL-I-15市泰斯特儀器水浴鍋HH-1金壇市江南儀器廠電子天平FA1004A精密科學(xué)儀器天平儀器廠錐形瓶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(lán) 將100mg考馬斯亮藍(lán)G-250溶于50ml 95%乙醇，加入100ml85%的磷酸，然后，用蒸餾水補(bǔ)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

34、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10gHgI2,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(biāo)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

35、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)、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(biāo)定至100ml。(8)、CH3COONa溶液 稱取16.4gCH3COONa溶于去離子水中，標(biāo)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(yīng)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

36、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時測量準(zhǔn)確度較差20。 （1）重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液（1/6K2CrO7=0.25mol/L）:稱取預(yù)先在120烘干2h的基準(zhǔn)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(biāo)線，搖勻。 （2）硫酸亞鐵銨標(biāo)準(zhǔn)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(biāo)

37、線，搖勻，臨用前用重鉻酸鉀溶液標(biāo)定。標(biāo)定方法：準(zhǔn)確吸取10.00mL重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)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）用硫酸亞鐵銨溶液標(biāo)定，溶液的顏色由黃色經(jīng)藍(lán)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

38、濃硫酸中加入5g銀）。 （5）硫酸汞：結(jié)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(jī)、攪拌器、曝氣裝置，與主體。圖為實驗裝置示意圖。 圖2-1 SBR反應(yīng)器實驗裝置示意圖活性污泥馴化培養(yǎng)馴化結(jié)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，以與無外加碳源時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

39、似或一樣結(jié)構(gòu)的化合物通過聚合而成的有機(jī)高分子物質(zhì)，分子量通常在10000以上，它具有復(fù)雜的化學(xué)組成,蛋白質(zhì)和多糖是最主要的2種成分，占總量70 %80 %。EPS主要來源于進(jìn)水基質(zhì)、微生物新代、細(xì)胞自溶和脫落的細(xì)胞表面物質(zhì)4個方面16。對于環(huán)境微生物而言，污泥顆粒中，單個細(xì)胞大約50 %的EPS存在于細(xì)胞表面40m。但在菌膠團(tuán)中，EPS主要集中在菌膠團(tuán)中間，即為細(xì)胞的相互連接。因為EPS是菌膠團(tuán)的重要組成，構(gòu)成菌膠團(tuán)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(zhì)和多糖的測定進(jìn)行探究。3.2試驗方法3.2.1 實

40、驗的前期準(zhǔn)備用屠宰廢水在SBR反應(yīng)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不同碳源下對屠宰廢水的處理 在轉(zhuǎn)速為10000下離心5分鐘得到可溶性有機(jī)物各取1ml待測定可溶性多糖和蛋白質(zhì)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(zhì)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(zhì)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

41、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(zhì)：1ml溶液中加入5ml考馬斯亮藍(lán)，靜置3分鐘，在波長為595nm下測定其吸光度。3.3 實驗結(jié)果分析3.3.1乙酸鈉作為碳源時EPS的變化 SBR反應(yīng)器啟動期，添加淀粉作為碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質(zhì)量濃度的變化趨勢如表1所示 隨著運(yùn)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(zhì)量濃度逐漸升高，反應(yīng)器運(yùn)行至12d時，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)量濃度保持相對穩(wěn)定，平均值分別達(dá)到114.46m

42、g/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(xì)胞體表面，與細(xì)胞壁結(jié)合牢固，不易脫落，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(yùn)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） 186.39191.71199.462

43、23.98215.86214.49205.433.3.2葡萄糖作為外加碳源時EPS的變化 SBR反應(yīng)器啟動期，當(dāng)不添加外加碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質(zhì)量濃度的變化趨勢如表2所示 隨著運(yùn)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(zhì)量濃度基本無變化，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)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(yùn)行周期/d36912151821(LB-EPS/（mg/L） 104.72112.76101.6100.

44、6103.44107.62113.89(TB- EPS)/（mg/L） 168.50191.65159.11158.54168.65175.34194.38( EPS)/（mg/L） 273.22304.4260.71259.14272.09282.96308.27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(yīng)器啟動期，當(dāng)添加淀粉作為碳源時，EPS( 胞外聚合物) 質(zhì)量濃度的變化趨勢如表3所示。 運(yùn)行周期/d36912151821(LB-EPS/（mg/L） 203.1171.82191.73175.62196.39185.8199.85(TB-

45、EPS)/（mg/L） 223.82219.85212.26228.91239.37222.41207.39( EPS)/（mg/L） 426.93391.68403.99404.53435.76408.21407.23表3 啟動期間TBEPS、LB-EPS的變化 隨著運(yùn)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(zhì)量濃度的平均值分別達(dá)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(jié)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-EP

46、S的變化如下圖所示， 當(dāng)無外加碳源時如圖中1所示，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)量濃度平均值分別達(dá)到159.04mg/L和104.83mg/L，EPS總量維持在263.87mg/L。當(dāng)使用乙酸鈉( 428mg/L)作為唯一碳源時如圖中2所示，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)量濃度平均值分別達(dá)到114.46mg/L和90.82mg/L，EPS總量維持在205.28mg/L。當(dāng)葡萄糖作為外加碳源時如圖中3所示，TB-EPS和LB-EPS的質(zhì)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(dāng)使用淀粉( 632mg/L)作為唯一碳源時，如圖中4所示，

47、緊密層胞外聚合物( TB-EPS) 和疏松層胞外聚合物( LB-EPS) 質(zhì)量濃度的平均值分別達(dá)到222mg/L和189.19mg/L，EPS總量維持在411.19mg/L，綜上可知，當(dāng)外加碳源為乙酸鈉時，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(qiáng)酸性溶液中，一定量的重鉻酸鉀氧化水樣中還原性物質(zhì)，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(zhì)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(zhǔn)確加入

48、10.00ml重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液與數(shù)粒小玻璃珠，準(zhǔn)確加入30.00ml硫酸-硫酸銀溶液，加入0.4-1.0g硫酸汞（當(dāng)水中氯根較高時，硫酸汞應(yīng)該加量）輕輕搖動COD瓶使溶液混合均勻，加熱回流2小時，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(biāo)準(zhǔn)溶液滴定，溶液的顏色由黃色經(jīng)藍(lán)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(biāo)準(zhǔn)溶液的用量。4.1.3結(jié)果與數(shù)據(jù)分析利用不同碳水化合物作為碳源時，COD去

49、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(dāng)使用葡萄糖(480mg/L)、淀粉( 380mg/L)、無碳源、乙酸鈉（1500mg/L）作為唯一碳源時，進(jìn)水COD約為460mg/L，COD去除率( 質(zhì)量分?jǐn)?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(yùn)行3h后COD去除率只有66.21%，7h只能達(dá)到,72.34%，這說明在一個運(yùn)行周期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

50、個運(yùn)行周期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。4.2.2實驗結(jié)果討論當(dāng)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(dāng)總磷濃度在1520mg/L圍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)定圍增幅，以葡萄糖為碳源時總磷去除率

51、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(dá)到77?？偭椎娜コЧ宜徕c為最佳最高達(dá)到91 其次是葡萄糖，再次是淀粉，結(jié)合查閱文獻(xiàn)得知原因可能是由于乙酸鈉可以代替細(xì)胞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(jìn)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(dāng)進(jìn)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

52、=10:1的量進(jìn)行配制溶液靜置2min后在450nm下測其吸光度。4.3.2實驗結(jié)果討論當(dāng)使用葡萄糖、淀粉、無外加碳源與乙酸鈉作為唯一碳源時，如圖所示，圖4-6 葡萄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(jìn)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)發(fā)生了同步硝化反硝化，而同步硝化反硝化協(xié)同除磷

53、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(dá)到吸磷與脫氮的目的，使整個反應(yīng)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(dāng)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(jī)酸后才可以被吸收利用，厭氧釋磷和缺氧吸磷的速率還受其轉(zhuǎn)化為小分子有機(jī)酸速率的制約。結(jié) 論本實驗利用葡萄糖、淀粉、乙酸鈉不同碳源與無外加碳源的情況下。通過對屠宰廢水的處理，探究了其對

54、EPS的影響，并且進(jìn)一步研究了不同碳源在序批示活性污泥中的除磷的效果的影響。從而得到以下結(jié)論： 1、EPS總量越高，污泥的絮凝性能越差?；钚晕勰嗍怯晌⑸锝M成的，它的Z et a 電位是負(fù)的。EPS含有較多的負(fù)電官能團(tuán)，而正電官能團(tuán)很少，EPS 含量上升，可導(dǎo)致 Z et a電位增大，靜電斥力增大，絮凝性惡化。當(dāng)無外加碳源時，EPS總量維持在263.87mg/L。當(dāng)使用乙酸鈉( 428mg/L)作為唯一碳源時，EPS總量維持在205.28mg/L。當(dāng)葡萄糖作為外加碳源時，EPS總量維持在280.12mg/L。當(dāng)使用淀粉( 632mg/L)作為唯一碳源時，EPS總量維持在411.19mg/L，綜上可知，當(dāng)外加碳源為乙酸鈉時，對污泥的沉降性能最好。 2、 與淀粉、葡萄糖碳水化合物相比，乙醇鈉最適合作為碳源，可進(jìn)行有效脫氮除磷，COD，NH4-N和PO4-P的去除率分別達(dá)到90%，93%，88%3、不同種類濃度的外加碳源的投加均可以使氨氮總氮總磷的去除率提高，證明投加外加碳源可以提高SBR法脫氮除磷的效果，當(dāng)以乙酸鈉為外加碳源時總氮總磷的去除效果均可達(dá)研究濃度圍的最高值，原因可能是由于乙酸鈉作為生物降解的底物易于被微生物接受為反硝化階段厭氧放磷階段的碳源，以乙酸鈉為碳源時系統(tǒng)脫氮除磷效果明顯高于其他碳源，同時乙酸鈉是一種可生化性良好而且來源廣泛價格低廉，因而乙酸鈉是一種低成本環(huán)境友