慢速可生物降解COD在高温升流式厌氧污泥床中的反应机制.docVIP

慢速可生物降解COD在高温升流式厌氧污泥床中的反应机制 前言[/b]　　废水中的有机物或总化学需氧量（TCOD）包括难生物降解COD、慢速可生物降解COD（SBCOD）和易生物降解COD，了解这些有机物质的去除机理对于合理地设计废水生物处理工艺是必不可少的。所谓SBCOD，就是在被微生物利用前需被水解的有机物，SBCOD基质的化学结构、分子大小和包括毒理性在内的化学性质随污染源的不同而变化。淀粉、纤维素和聚乙烯醇（PVA）是食品加工、造纸和纺织工业所排放的废水中三种常见的大分子物质，它们在被微生物降解前需要水解成溶解性物质或低分子量物质。对单一的SBCOD基质的可生物降解性已有许多研究，但对于混合SBCOD基质的研究却很少，关于SBCOD基质混合物的相互作用还所知甚少。本文着重讨论淀粉、纤维素和聚乙烯醇（PVA）这三种SBCOD基质在TUASB反应器中的反应机制，研究投配不同基质时，TUASB反应器中生物气和挥发性脂肪酸的产生规律、悬浮物去除率，以及厌氧微生物污泥的三磷酸腺苷（ATP）的含量变化。2　试验材料和方法　　实验室配制含有单一淀粉（浓度1000-6000mg/L）、PVA（M.W.=13000-2300，浓度500-2000mg/L）、纤维素（颗粒长50-100mm，浓度2000-4000mg/L）的人工合成废水或者它们的双组分或三组分混合液，每升混合液中加入的一定量的无机营养物和微量元素。这三种大分子物质在水中的溶解度截然不同。淀粉溶液的溶解性COD占总COD的比率为0.6-0.9，纤维素溶液的溶解性COD仅占总COD的0.01，而PVA是完全可溶的，其溶液的溶解性COD比总COD等于1.0。本文用总COD（包括可溶性COD和不可溶性COD）表示合成废水的浓度及反应器的去除性能。1克淀粉或纤维素的理论COD约为1.18g ，1克PVA的理论COD为1.76 g　　图1为高温升流式厌氧污泥床（TUASB）反应器试验装置的示意图。TUASB反应器总有效容积为7.5L，底部柱体的体积为3L（f85×520mm），柱体依赖夹壁式的水浴套管维持温度在55°C左右。上部柱体不带水浴套管，其有效体积为4.5L（f150×230mm），在其中填加一层（约10cm厚）悬浮生物填料（r=0.95 g cm-3，填料尺寸为f10×10mm），上部液体的温度为45°C左右。TUASB的接种污泥取自一家纺织废水处理厂，先将7L中温厌氧污泥（14 g TS/L）放在玻璃瓶中培养10天，从30°C逐渐升温到55°C，然后再转移到TUASB反应器中。污泥培养采用动态方式，连续向反应器投配淀粉合成废水（TCOD=1200mg/L），流速为7.5L/d，水力停留时间24小时。40天后，形成直径0.5-3mm 的污泥颗粒。TUASB中的水温、pH值、氧化还原电位分别由安装在反应器上部的三个电极探头测定，生物气的生成用湿式空气流量计监测。TUASB反应器连续运行了290天，试验过程分阶段加入不同基质废水。当某一种基质废水的实验完成后，将淀粉溶液重新注入系统中，以恢复污泥的活性。当运行负荷变化时，反应器达到稳定状态通常需要2-3周。在稳定状态下，取样检测厌氧污泥床的生物量、出水中挥发性有机酸的含量、生物气计量、测定厌氧污泥中每克挥发性固体中的比ATP含量以及污泥床中pH值和污泥床高度变化。　　COD用微量密封加热消化方法测定，用COD分光光度计（DR/2000,HACH）在625nm 波长下测定COD值。总固体物质和挥发性固体物按标准方法测定。上述实验的两组或三组测量值之间的相对标准偏差应控制在10%以下水溶液中的淀粉含量用淀粉-碘络合物形成法测定。　　从厌氧污泥中直接萃取三磷酸腺苷（ATP），萃取出的ATP用单色光2010生物萤光计测定。　　厌氧反应器出水中的挥发性脂肪酸（VFA）用装有Nukol熔硅毛细管柱（0.25 mm×30 m，Supelco，Ballefonete，USA）的气相色谱仪（HP5890A）测定。水样先用0.2mm膜滤器过滤并用磷酸调节pH值到3。测试时，载气（氦气）的流速控制为10 mL/min，升温速度是10°C/min，汽化温度150°C到190°C。 3 试验结果和讨论3.1 TUASB反应器对混合基质的COD去除　　用双组分溶液（淀粉加PVA或淀粉加纤维素）和三组分溶液（淀粉、PVA和纤维素），对COD去除过程中基质的相互作用进行研究。表1给出了混合基质的COD组成、水力停留时间和COD负荷率，以及COD去除率的关系。合成废水中每种基质的COD组成（%）由废水含有的淀粉、PVA和纤维素的理论COD值进行计算。PVA的难降解性对淀粉与PVA混合溶液的COD去除有很大影响。当COD主要成分（77%）是PVA时，COD的去除率在