厌氧降解（精选五篇）
厌氧降解 篇1
传统制革工业的污染主要来源于制革的准备工段,而制革的整个过程仅仅有30%左右的原料皮变为可销售的成品革。目前制革工业每年向环境排放大量的废水,能否有效地解决制革废水的污染问题,已成为皮革工业能否继续生存、健康稳定发展的瓶颈[1,2]。对于制革废水的处理,大多采用物化加好氧的处理技术,其中较为成熟的是氧化沟工艺[3,4,5]。
UASB反应器是一项废水厌氧生物处理技术,该技术首次把颗粒污泥的概念引入到反应器中。继荷兰之后,德国、瑞士、美国、加拿大和中国等相继开展了对UASB的深入研究和开发工作[6,7,8,9]。针对制革废水的特点,结合UASB工艺的诸多优点,研究“厌氧加好氧生物处理技术”处理制革废水,目前国内外相关文献报道较少。
利用UASB反应器的厌氧颗粒污泥和自配的制革废水,研究了制革废水的厌氧生物降解性。阐明制革废水在厌氧处理过程中究竟有多少有机污染物可以被降解,评价厌氧工艺可能达到的处理效率,以指导制革废水厌氧处理的实际工作。
1 试验部分
1.1 主要试验材料
(1)厌氧颗粒污泥
来自河南皮革鞋城集团,VSS(挥发性悬浮固体)为120.768g/L。
(2)自配制革废水
在反应器加入100g羊毛、5g石灰、60g硫化钠、2 000mL水,常温反应2h。如果羊毛没有完全溶解,再加入适量硫化钠,待羊毛完全溶解后,依次加入2g磷酸二氢钾,2g硫酸铵,0.2g栲胶,0.15g黑色染料,0.73g加脂剂。最后加入适量乙酸调节pH值到7.5左右,测定COD。
(3)乙酸钠溶液
用乙酸钠和蒸馏水配制,浓度为50g/L,配好后测定COD。
1.2 试验装置示意图
试验装置示意图如图1所示[8]。
该装置说明:(1)厌氧反应器A放置在恒温水浴锅B中,采用胶塞L密封,由F管进氮气,G管排气,排净厌氧反应器A内的空气;(2)用排水集气装置I、J收集、贮存和累计培养过程产生的沼气;(3)提起量筒J,靠压差通过F管和G管分别从A瓶和I瓶收集液样和气样进行监测;(4)I内装有15%的氢氧化钠溶液,可吸收反应过程中产生的二氧化碳。
1.3 产甲烷速率、产甲烷活性和50%抑制浓度的计算方法
首先根据最大活性区间(在本试验条件下,取80%)曲线的平均斜率,求出空白试验和试样的产甲烷活性(ACT),其结果所表示的单位为[g CODCH4/(g VSS·d)],其含义为每克污泥每天处理废水所产生的由甲烷体积换算而来的COD的质量。
式中:R-产甲烷速率(即曲线中最大活性区间的平均斜率),m LCH4/h;CF-含饱和水蒸气的甲烷毫升数转换为以克为单位的COD的转换系数(在本试验条件下,CF为1.058);V-反应器中液体的体积(本试验条件下V为500mL),VSS-反应器中污泥的浓度(本试验条件下VSS为120.768g/L)。
1.4 试验内容
(1)自配制革废水COD约为3 000 mg/L时的甲烷产量和产甲烷速率
将2个相同的反应器分别编为1号和2号。
在1号反应装置中加入50mL厌氧颗粒污泥,根据乙酸钠溶液的COD,取适当体积的乙酸钠溶液,加水至总体积为500mL,使反应体系的COD约为3 000mg/L,用少量磷酸溶液或碳酸氢钠溶液调节体系p H值在7.0左右。
在2号反应装置中加入50mL厌氧颗粒污泥,根据自配废水的COD,取适当体积的自配废水,加水至总体积为500mL,使反应体系的COD约为3 000mg/L,调节体系p H值在7.0左右。
将1号和2号反应装置放入同一个恒温水浴锅中,连接好反应装置,升水温至35℃,然后开始计时,采用氢氧化钠溶液置换法,每3h记录一次甲烷气的累计产量,反应99h后结束。
反应结束后,分别将1号和2号反应装置中的反应液倒掉,瓶内留下厌氧颗粒污泥。然后再向1号反应装置中加入与第一次相同体积的乙酸钠溶液,加水至总体积为500mL。用少量磷酸溶液或碳酸氢钠溶液调节体系pH值在7.0左右。往2号反应装置中加入与第一次相同体积的废水,加水至总体积为500mL。用少量磷酸溶液或碳酸氢钠溶液调节体系p H值在7.0左右。将1号和2号反应装置放入同一个恒温水浴锅中,连接好反应装置,升水温至35℃,开始计时,采用氢氧化钠溶液置换法,每3h记录一次甲烷气的累计产量,反应99h后结束。如此不断重复,直至甲烷的产气速度相对稳定为止。计算产甲烷速率和产甲烷活性。
(2)自配制革废水COD约为6 000mg/L时的甲烷产气量和产甲烷速率的测定
按上述方法,逐渐提高1号和2号反应装置中乙酸钠溶液和废水的加入量,提高反应体系的化学需氧量至6 000mg/L,通过计算产甲烷速率和产甲烷活性,研究自配制革废水的厌氧生物降解性。
(3)自配制革废水COD约为9 000mg/L时的甲烷产气量和产甲烷速率的测定
按上述方法,逐渐提高1号和2号反应装置中乙酸钠溶液和废水的加入量,提高反应体系的化学需氧量至9 000mg/L,通过计算产甲烷速率和产甲烷活性研究自配制革废水的厌氧生物降解性。
(4)自配制革废水COD约为12 000mg/L时的甲烷产气量和产甲烷速率的测定
按上述方法,逐渐提高1号和2号反应装置中乙酸钠溶液和废水的加入量,提高反应体系的化学需氧量至12 000mg/L,通过计算产甲烷速率和产甲烷活性研究自配制革废水的厌氧生物降解性。
2 试验结果与讨论
2.1 自配制革废水COD约为3 000mg/L时的甲烷产气量和产气速率
通过测定,当COD负荷为3 000mg/L时,乙酸钠4次进水的厌氧降解时间-甲烷产量关系如图2所示,制革废水4次进水厌氧降解时间-甲烷产量关系如图3所示,乙酸钠和制革废水的产甲烷速率如图4所示,污泥的产甲烷活性如图5所示。
由图2和图3可知,在COD为3 000mg/L时,自配废水的产甲烷速率明显低于乙酸钠溶液的产甲烷速率。在4轮试验中,乙酸钠溶液和自配制革废水的产甲烷速率逐步提高。这表明在COD为3 000mg/L时,厌氧微生物能够较好地适应乙酸钠溶液和自配制革废水,使得产甲烷速率逐步提高。从图4可知,COD为3 000mg/L时,乙酸钠溶液比自配制革废水更易于厌氧生物降解。从图5可知,COD为3 000mg/L时,乙酸钠溶液中厌氧污泥的产甲烷活性比自配制革废水中厌氧污泥的产甲烷活性高,而且随着进水次数的增加,污泥的产甲烷活性上升,说明在COD为3 000mg/L时,厌氧微生物能够较好地适应乙酸钠溶液和自配制革废水。
2.2 自配制革废水COD约为6 000mg/L时的甲烷产气量和产气速率
通过测定,当COD负荷为6 000mg/L时,乙酸钠4次进水的厌氧降解时间-甲烷产量关系如图6所示,制革废水4次进水厌氧降解时间-甲烷产量关系如图7所示。乙酸钠和制革废水的产甲烷速率如图8所示,污泥的产甲烷活性如图9所示。
由图6和图7可知:在COD为6 000mg/L时,自配废水的产甲烷速率接近乙酸钠溶液的产甲烷速率。在4轮试验中,乙酸钠溶液和自配制革废水的产甲烷速率逐步提高。这表明在COD为6 000mg/L时,厌氧微生物能够较好地适应乙酸钠溶液和自配制革废水,使得产甲烷速率逐步提高。从图8可知:COD为6 000mg/L时,自配制革废水的厌氧生物降解性接近于乙酸钠溶液的厌氧生物降解性。从图9可知:COD为6 000mg/L时,乙酸钠溶液中厌氧污泥的产甲烷活性比自配制革废水中厌氧污泥的产甲烷活性高,而且随着进水次数的增加,污泥的产甲烷活性上升,说明在COD为6000mg/L时,厌氧微生物能够较好的适应乙酸钠溶液和自配制革废水。
2.3 自配制革废水COD约为9 000mg/L时的甲烷产气量和产气速率
通过测定,当COD负荷为9 000mg/L时,乙酸钠4次进水的厌氧降解时间-甲烷产量关系如图10所示,制革废水4次进水厌氧降解时间-甲烷产量关系如图11所示,乙酸钠和制革废水的产甲烷速率如图12所示,污泥的产甲烷活性如图13所示。
由图10和图11可知:在COD为9 000mg/L时,自配制革废水的产甲烷速率明显快于乙酸钠溶液的产甲烷速率。在4轮试验中,乙酸钠溶液的产甲烷速率逐步降低,自配制革废水的产甲烷速率逐步提高。这表明在COD为9 000mg/L时,乙酸钠溶液对厌氧微生物产生了较强的抑制作用,而厌氧微生物能够较地适应自配制革废水,使得产甲烷速率逐步提高。从图12可知:COD为9 000mg/L时,自配制革废水的厌氧生物降解性明显好于乙酸钠溶液的厌氧生物降解性。从图13可知:COD为9 000mg/L时,乙酸钠溶液中厌氧污泥的产甲烷活性随进水次数逐渐降低,而自配制革废水中厌氧污泥的产甲烷活性上升,说明在COD为9 000mg/L时,厌氧微生物已经不能够较好地适应乙酸钠溶液,而仍然能够较好地适应自配制革废水。
2.4 自配制革废水COD约为12 000mg/L时的甲烷产气量和产气速率
通过测定,当COD负荷为12 000mg/L时,乙酸钠6次进水的厌氧降解时间-甲烷产量关系如图14所示,制革废水6次进水厌氧降解时间-甲烷产量关系如图15所示,乙酸钠和制革废水的产甲烷速率如图16所示,污泥的产甲烷活性如图17所示。
由图16可知:在COD为12 000mg/L时,自配废水的产甲烷速率明显快于乙酸钠溶液的产甲烷速率。在6次进水试验中,乙酸钠溶液和自配制革废水的产甲烷速率逐步降低。这表明在COD为12 000mg/L时,厌氧微生物不能适应乙酸钠溶液和自配制革废水,它们对厌氧微生物产生了强烈的抑制作用,使得产甲烷速率逐步降低。从图17可知:COD为12 000mg/L时,无论在乙酸钠溶液中,还是在自配制革废水中厌氧污泥的产甲烷活性随着进水次数的增加而减小,说明在COD为12 000mg/L时,厌氧微生物不能适应乙酸钠溶液和自配制革废水,会受到强烈的抑制。
3 结论
利用厌氧生物处理技术处理高浓度有机废水产生的甲烷气,是一种能源物质,也是目前制革废水处理的一个主要研究方向。本文阐明了制革废水在厌氧处理的过程中究竟有多少有机污染物可以被降解,评价厌氧工艺可能达到的处理效率,以指导制革废水厌氧处理的实际工作。研究结果表明,在中温条件下,在适宜的COD负荷下,制革废水具有良好的厌氧生物降解性。
参考文献
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厌氧降解 篇2
聚乙烯醇(PVA)厌氧生物降解特性试验研究
对聚乙烯醇(PVA)的生物降解特性进行试验研究.结果表明:厌氧颗粒污泥的微生物组成及粒径大小,对PVA的降解率影响最大,以产酸菌为主的颗粒污泥对PVA的降解能力最强,20 d后PVA的降解率高达70%,以甲烷菌为主的颗粒污泥对PVA的降解能力最差,20 d后PVA的降解率仅为6.3%;pH对PVA的降解率影响不大,碱度过大对PVA的.降解不利;PVA共基质试验结果表明:以葡萄糖为碳源时,低浓度的葡萄糖会改变污泥的表面性质,使PVA迅速吸附到污泥表面,但随着降解时间的延长,PVA的浓度会回升,高浓度的葡萄糖对PVA的降解产生抑制;以淀粉为碳源时,产酸菌优先利用淀粉,PVA的降解率没有明显提高.在PVA浓度低时,在底物中添加一定的氮源可以提高PVA的降解率.
作 者：徐金兰 黄廷林 王志盈 作者单位：西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安,710055刊 名：环境污染治理技术与设备 ISTIC PKU英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL年，卷(期)：5(10)分类号：关键词：聚乙烯醇(PVA) 生物降解性 ABR 颗粒污泥 共降解
厌氧降解 篇3
1 材料与方法
1.1 试验材料
1.1.1 试验材料。
供试污泥取自试验室在55℃条件下培养1个月的成熟厌氧污泥;乙酸钠 (分析纯) ;HAPA (4257198-5G, 97%) 。不同浓度的厌氧污泥上清液的配置方法:分别取活性污泥20 m L依次加入编号为1#、2#、3#的洗净大烧杯里, 再加入浓度为500 mg/L乙酸钠溶液分别稀释至600、1 000、1 400 m L。然后向各烧杯持续通入氮气约3 min以保持厌氧状态, 并用保鲜膜密封杯口, 放入55℃恒温培养箱内备用。
1.1.2仪器。
高效液相色谱仪 (LC-20AD) , 购自日本岛津公司;气相色谱仪 (SP-6890) , 购自鲁南瑞虹化工仪器公司;台式离心机 (TGL-16C) , 购自上海安亭科学仪器厂;电子天平 (AL204) , 购自梅特勒-托利多仪器公司;超声波清洗器 (KQ2200) , 购自昆山市超声仪器有限公司。
1.2 试验设计
试验采用250 m L盐水瓶, 在厌氧环境下, 取烧杯中上清液150 m L作为底物加入瓶中, 然后加入不同浓度的HAPA, 用碳酸氢钠调节溶液初始p H值至7.5左右, 然后向各烧杯持续通入氮气约3 min, 保持厌氧状态, 最后用聚丁基橡胶塞密封, 置于恒温培养箱培养内, 温度设为55℃, 每组设置2个平行样, 定期测定气体体积以及含量、挥发性脂肪酸 (简称VFA) 。
1.2.1 不同浓度HAPA试验。
各组装置内添加不同浓度HAPA, 即取2#烧杯上清液150 m L, 设4个处理, 分别为:在盐水瓶中添加HAPA浓度分别为5 mg/L (R1) 、10 mg/L (R2) 和15 mg/L (R3) , 以未添加HAPA的盐水瓶 (R0) 为对照组, 用碳酸氢钠调节溶液调节各组内初始p H值为7.5左右。各组添加情况如表1。定期取样测定气体成分、含量以及消化液内各测量指标的变化。使用高效液相色谱仪测定HAPA。
1.2.2 不同初始p H值试验。
控制各组消化液初始p H值, 设4个处理, 分别为:2#烧杯上清液150 m L用盐酸和氢氧化钠调节p H值为6.5 (P1) 、7.5 (P2) 、8.5 (P3) , 以蒸馏水作对照 (P0) , 添加水平见表2。试验步骤和测量指标与1.2.1相同。
2 结果与分析
2.1 不同HAPA初始添加浓度下VFA、日产甲烷以及HAPA浓度的变化
从图1a可以看出, 在试验开始时消化液中VFA浓度最高, 这是由于试验所用的底物取自经过55℃培养了1 d的加有乙酸钠厌氧污泥的上清液, 其中含有500 mg/L的乙酸钠, 造成VFA数值较高。因各组试验取用同一浓度的微生物液体, 故各组的初始VFA值相同。随着厌氧消化的进行, 各组消化液中VFA浓度在前5 d迅速下降, 随后各消化液中VFA浓度几乎保持不变, 这与产气量变化相吻合, 说明产甲烷菌分解VFA产生甲烷[6]。
从图1b中可以看出, R1、R2、R3和R0等4个处理日产气量都在试验第2天产气量达到峰值, 其中处理R0、R1和R2等3组峰值相近, 且处理R0峰值最大为13 m L, 处理R3峰值较其他3个处理相差较大, 最小值为4 m L。处理R0、R1、R2、R3最终产甲烷量分别为20.0、16.5、14.5、6.0 m L。
2.2 不同初始p H值条件下VFA、日产甲烷量随时间的变化
图2为不同初始p H值下, 各组中VFA、日产甲烷量和HAPA浓度随时间变化的曲线。从图2a中可以看出, 处理P1、P2、P3VFA浓度变化曲线几乎一致, 在前4 d时VFA迅速下降, 之后各组VFA下降速度减缓, 在第5天达到平衡状态, 并基本保持不变。
从图2b可以看出, 除对照P0不产甲烷外, 各试验组在第2天达到产甲烷高峰, 之后产气量下降, 到第5天各组几乎不再产气。到厌氧消化结束时, 处理P1、P2、P3累积产甲烷量分别为24.75、15.25、13.75 m L, 其中处理P1的累积产甲烷量最大, 处理P2、P3产气量依次减小, 说明初始的p H值对产甲烷量有影响, 在研究的p H值范围内, p H值越低越有利于产甲烷。
3 结论与讨论
VFA是厌氧消化过程中的重要参数, 是有机物在消化初期水解酸化的产物, 在消化后期被产甲烷菌作为底物分解为甲烷[7]。从试验结果可以看出, 添加不同浓度HAPA处理不存在VFA上升的酸化阶段, 这是由于本试验所采用的是加入污泥底物在55℃静置培养1 d的污泥上清液, 底物为乙酸钠, 导致其VFA数值较高。未添加HAPA处理产甲烷量明显高于添加HAPA 5、10、15 mg/kg处理, 而从3个处理的产气速率来看, HAPA浓度越高, 抑制越强。因为HAPA本身对厌氧消化有抑制作用, 这种抑制随着其浓度的增加而加大[8]。
近期研究表明, 微生物降解选定的最佳p H值为6.5~7.5[9]。一般来说产甲烷菌偏碱性活性强, 本次试验的结果符合这一结论[10]。从试验结果中发现, 在HAPA存在的条件下, p H值为6.5时, 最有益于VFA的分解以及甲烷的产生。这可能是由于在酸性条件下, 产甲烷菌分解VFA能力增强。
参考文献
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厌氧降解 篇4
研究了污染沉积物泥浆液、固两相五氯酚(PCP)厌氧生物降解.结果表明,投加10 g・kg-1厌氧颗粒污泥,经31 d处理泥浆液、固两相PCP降解率达98.9%,平均降解速率达到8.0 mg・kg-1・d-1,对照处理平均降解速率仅为4.4 mg・kg-1・d-1,颗粒污泥生物强化作用明显.作为泥浆修复过程的调控因子,有机溶剂、共基质和表面活性剂对PCP降解效应不同,投加乙醇,可提高PCP解吸和降解速率,4 d内两相PCP降解速率达到54.3 mg・kg-1・d-1;而投加共基质和非离子表面活性剂乙二醇-丁醚后,液、固两相PCP降解均出现迟滞,两者均不同程度地抑制PCP降解.
作 者：唐全 徐向阳 朱有为 TANG Quan XU Xiangyang ZHU Youwei 作者单位：唐全,徐向阳,TANG Quan,XU Xiangyang(浙江大学环境工程系,杭州,310029)
朱有为,ZHU Youwei(浙江省农业厅农业环保站,杭州,310004)
厌氧降解 篇5
1 材料与方法
1.1 材料来源:
试验分离所用的奶牛粪便样品来自黑龙江省大庆地区的寒地草场、奶牛养殖农场和奶牛养殖个体户的新鲜牛粪。
1.2 培养基
培养基A:
蛋白胨3g, Ca Cl2·2H2O 1.36g, 酵母1g, 蒸馏水1000ml, PH 7.2;培养基B:酵母1g, NH4Cl 1g, Mg SO47H2O 1g, K2HPO40.2g, FeCl30.001g Na Cl 2g, 蒸馏水1000ml, PH7.2;
培养基C:酵母1g, 蛋白胨1g, Na Cl 24.7g, KCl 0.7g, Mg SO47H2O 6.3g, Mg Cl26H2O 4.6g, 蒸馏水1000ml PH 7.2。
1.3 分离方法
1.3.1 纤维素降解菌的初筛:
称取0.1g样品, 加入到含0.9ml培养基的离心管内, 置离心机中离心, 取上清液。
1.3.2 纤维素降解菌的分离:
每种样品随机挑选10支离心管, 将10支管中的上清液混匀, 取出4ml上清液加入含16ml培养基的厌氧管内, 放入0.15g滤纸, 置42.5℃培养箱内培养100h, 再挑选生长较快的厌氧管, 取出4ml加入含16ml培养基的厌氧管内, 放入0.3g滤纸, 置42.5℃培养箱内培养100h, 然后将A.B.C三种培养基的氮源, 碳源统统减半后, 每支厌氧管加入16ml氮源碳源减半后的培养基, 防御0.3g滤纸, 各加入4ml生长较快的厌氧管中的上清液, 置42.5℃培养箱内培养100h。
选出生长较快的厌氧管, 取1ml置入含4ml培养基的离心管中, 置离心机中进行离心, 将上清液进行10倍, 100倍, 1000倍, 10000倍, 100000倍稀释, 各取1ml稀释液, 用无菌注射器加入无菌真空的含4ml培养基的滚管 (无滤纸) 内, 置2.5℃培养箱内培养100h后取出。
1.3.3 酶活测定:
以1.5ml1.0% (W/V) CMC溶液为底物 (用PH7.0的0.2mol/L Na2HPO4~0.1mol/L柠檬酸缓冲液配制) 加0.5ml稀释酶液, 于50℃保温30min, 然后加入1.0ml DNS试剂, 沸水浴煮5min, 然后一起放入凉水至室温, 在540nm紫外线光密度仪 (O.D.) 测定, 以相应空白样调零。酶活力单位定义为:在测定条件下, 分解1%CMC-Na溶液每小时产生1mg葡萄糖为1个纤维素酶活力单位。
2 结果与讨论
2.1 结果
通过厌氧滚管法分离到了厌氧菌降解纤维素的复合菌系, 将该复合菌系分别接种于A、B、C三种不同的培养基中进行培养, 进行改复合菌系的产纤维素酶试验, 对厌氧滚管内的纤维素降解复合菌系培养液进行了酶活测定, 试验结果显示:当温度为42.5℃, PH为7.2接种量为20%, 在培养基B中培养100h的复合菌系的滤纸降解率最高, 降解率为75%, 从而可以看出培养基B为最佳的培养基, 上述的培养条件为最佳的培养条件, 通过滤纸降解试验可见该复合菌系具有较高的纤维素降解活性。
2.2 讨论
本文中的样品来自反刍动物奶牛的粪便, 利用厌氧滚管法从中筛选分离出的生命力旺盛、产纤维素酶活性高的复合菌系, 可见在奶牛等反刍动物的消化系统中存在着较丰富的微生物资源, 这类微生物资源一般具有对人畜无害、生物转化效率高、作用条件温和等特点, 因而具有很大的应用潜力, 尤其在环境保护, 厌氧发酵等方面更是具有广阔的应用前景。
参考文献
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