外文文献 外文翻译 英文文献 用固定化反应器快速处理制革废水中难解有机及无机废物.doc

附录1外文翻译journal of environmental sciences.2005,17（4）: 681685用固定化反应器快速处理制革废水中难解有机及无机废物a. ganesh kumar, g. sekaran , s. swarnalatha , b. prasad rao摘要：tannerie县排放的污水因难降解化合物存在，缺乏生物降解能力。本次调查利用化学自养活性炭氧化反应堆（caaco），即一个固定化细胞反应器培养自营菌处理制革废水。处理方案包括厌氧处理，砂滤，并经caaco反应堆处理化学需氧量，生化需氧量，总有机碳，挥发性脂肪酸和硫化物，降解率分别为86，95，81，71和100。生化槽中多孔活性炭用于固定化合自营菌。难生物降解的化合物经caaco处理后，用高效液相色谱法和红外光谱技术检测。关键词：化学自养活性碳氧化 反应槽 内消多孔渗水介质 废水处理 异生化合导言： 人造化合物用于复鞣工艺处理皮革抗微生物攻击和承受热冲击。尽管他们被归入有机化合物，他们缺乏的生物降解法由于其毒性性质多样性，因此可将其分布在厌氧/好氧反应器的废水处理设施（洛赫尔，1991年）。有机合成化学品在鞣制使用过程中，如磺化单，双和三核芳烃，磺化azoaromatic化合物，硫酸或sulphited长链脂肪酸等在废水中逸出的主要由化学处理和二级生物处理单元操作解决（reemtsma ，1993年，1995年）。大多数这些化合物可以抵制生物降解，因为这些化合物的代谢产物或其衍生产品是有毒的微生物（冈田，2000年）。 这些化合物主要是致癌，诱变和致畸的性质。有毒有机物性质由于其倾向灭活生物体可以通过吸附在细胞膜的方法（雨果，1977年），这可以防止它合成外细胞聚合物或诱导细胞壁破裂。 该化合物因难被微生物降解被称为生物难分解或异化合物。那个溶解异化合物往往可以增加对替代磺酸芳香原子核分子。因此，这种化合物可以逃避厌氧/好氧生物处理使得细菌培养被迫暂停。然而，将其固定在合适的运载菌可以显示出在降低难降解有机物对那些处在暂停状态的细菌几个方面的优势。 这一过程的研究中使用的固定组成主要有chemoautotrophs芽孢杆菌。在孔活性炭中，装在一个核反应堆称为化疗自活性炭氧化（caaco）。激活已被选定为反应床材料的反应堆因其巨大的吸附表面力和结构合适辅助材料的微生物，也可提供高吸附能力的有机化合物。那个活性炭有粗糙的表面和孔隙裂隙，这些微生物能够解决难分解问题（morsen，1990年）。 活性炭填充床反应器能够有效地降解高浓度废水（罗伦佐，2004年）。因此，目前的首要目标调查研究的功效chemoautotrophs 固定化槽活性炭迅速彻底清除顽固或异化合物制革废水。1材料与方法 本文中这些样本的废水排放是从制革厂通过caaco反应器处理后，通过初级澄清和厌氧处理系统。 1.1活性炭制备及特性 选定的稻杆材料precarbonized在400，4小时的速度在10 每分钟下减少温度中进行的。碳的precarbonized当时受到化学活化作用必须使用氢酸作为活化剂。那个化学活化剂碳化碳比定为4.2 。由此产生的混合物被激活立式圆筒炉是在800下控制条件中进行的。 1.2化疗自活性炭氧化 （caaco）反应堆，该caaco反应堆已取代传统的生物污水处理系统，由于其较高的处理效率和生态影响小。在运行中孔活性炭的高度9.26厘米填补了粗笊篱的高度5厘米。所需的氧化废水中的氧气是有机物提供的，空气压力5 kg/cm2下通过空气扩散放在反应床粗滤网。该caaco反应堆的体积720立方厘米有内部直径5.5厘米和有效碳床体积220立方厘米是该项研究中所用。流程图由单位业务厌氧沼气池，砂滤和caaco用于治疗制革废水。这两个厌氧消化和砂滤被认为是预处理步骤caaco进程。厌氧沼气池改善物理清除悬浮固体和高度提高了生物转化。在砂滤去除悬浮固体颗粒的废水。那个出水后，砂滤处理的caaco反应堆。这些消化和过滤过程有助于转变的有机或无机污染物环境可接受的氧化/还原过程。预处理后的制革废水的步骤是馈入caaco在向下流动。氧气/ cod的比值入口在caaco保持在1.0 。（图略）1.3化学分析 制革废水处理通过从初级池，厌氧处理，caaco，是分析化学氧化需氧量（cod），有机碳总量（目录），生物氧化的需求（生化需氧量），挥发性脂肪酸酸（挥发性脂肪酸） ， ph值使用标准的方法（ clesceri ，1989年）。崩溃的污染物被确认通过高高效液相色谱法（hplc）和傅立叶变换红外光谱（ ft - ir ） 。 1.4表面形貌 表面形貌进行，样本中孔活性炭和化合自迎菌固定化介孔碳使用低轨jeol扫描电子显微镜后，涂有金黄金溅射设备。 1.5傅里叶变换红外光谱（红外） 出水样品之前和之后caaco治疗真空状态下被干燥的残留颗粒在压力约1兆帕级的光谱与红外光谱。表面官能团进行了分析，以确定改变使用运输署埃尔默红外光谱仪。 1.6高效液相色谱法（ hplc ） 出水样本量50毫升之前和之后caaco治疗离心去除粗固体和干在玻璃坩埚真空。完全干燥后，免费样品的水分，然后提取甲醇和筛选。经过筛选的样本注入沉包c18分析列使用甲醇：水（50:50）为流动相，以流速为1毫升/分钟的高效液相色谱仪检测。2结果与讨论 2.1特性碳 碳的特点表明，碳的百分比是48.45和它的脱色力22毫克/克这得到了低碳钢面积220平方米/ g和毛孔都在孔范围。 2.2催化氧化的制革废水 污水经过初级处理，厌氧治疗和caaco治疗进行了分析化学污染参数。bod / cod的比值未经处理的废水可生化指标的措施废水为0.31表明，废水少服从污水生物处理。贫生物降解的废水是由于存在单，双和三核磺化芳香族化合物在废水。该cod/so42-比值废水中的范围为2.0 -2.7 ，如此高的比例不赞成甲烷生存不是硫酸盐还原菌（储）更喜欢在无氧环境（埃尔克，1996年;镜头， 1998年） 。自由能由发酵有机化合物使用硫酸盐作为电子受体，形成硫化物不是甲烷，作为最终产品得多更青睐（ kjeld ， 2003年） 。这是显而易见的特点废水排放从上流式厌氧泻湖的拘留时间2.8天。表明，硫化物含量厌氧废水增加了188 47毫克/升以上的主要治疗废水和硫酸含量的厌氧废水下降到1113 199 mg / l时为965 190毫克/升那个同样的结果还观察到马蒂亚斯，显示有机和无机硫化合物转换硫化物在厌氧处理的污水（马蒂亚斯，1998年）。厌氧消化过程中的硫酸盐，丰富的硫化物生产废水（布兰迪斯，1981年; ingvorsen ，1984年）和一小部分（ f ）的总硫化物生产中保留水相的可溶性形式和剩余硫化物（ 1 - 女）占用气相形式的氢硫化物。分数硫化物，它存在于水相作为一个功能的ph值是由表达。 表1特性的碳基催化剂样品编号参数值123456789101112131415碳氢氮灰粉含量容重水分含量灰分含量水溶物易溶于酸性物质ph脱色力苯酚含量离子交换力面积比孔径m48.45%0.7%0.1%51.8%0.405g/ml3.8%40%质量0.428%3.908%6.6622mgg3.18mg/g0.015mg/g220m2/g2010-10f= 1 + k/10(-ph)(-1)（1）凡k的速率常数。该浓度的硫化氢气体中相是由（硫化氢）g= （1 -f） saq (2-)/（2）是海伦常数，1.7。 表2特征制革废水在不同阶段的治疗样本编号参数值1 ph值2化学需氧量mg/l3生化需氧量mg/l4铬mg/l5硫化氢mgpl6硫酸mg/l7挥发性脂肪酸mg/l8碳酸氢铵mg/l 原料 5.49 0.723260 9601013 3471235 411 20 2.312064021180 368211 146初级净化10.820.661920 509689 171735 20012 4.9 1113 199 1363 354100 45厌氧处理7.8 0.531820 448 412 127673 143188 47965 190609 202 627 246caaco处理7.2 0.61471 9952 18239 56 0 728 90 338 89160 73减少百比-85.5 94.980.6100 39.671.4 24.2 表3中的数据质量平衡中的硫厌氧消化处理制革废水。的代数和硫化物在水相和硫化物的气相使生产总硫化物（195毫克/升）。预期硫酸盐含量废水厌氧处理后的之间的区别主要澄清硫酸废水和硫酸相当于硫化物代（1113年- 585 = 528 mg / l时）。代数区别实际和预计硫酸盐含量后的废水厌氧发酵（965-528 = 437mg/l时）显示，有一个新一代的范围从硫酸磺化有机化合物在厌氧消化。大幅度增加自由硫酸应已产生从有机化合物的磺化过程中废水中厌氧消化。代谢的磺化有机化合物（合成和染料）涉及的主要步骤组成的sulpholysis可能通过酶裂解的磺酸组从芳香核，可能是合理的解释为增加自由硫酸盐含量废水厌氧处理后。该支队磺酸组从有机基质便利羟基化合物进行进一步纳入碳代谢导致减少生物无效。 厌氧处理的废水进一步处理caaco反应堆。的概念，加强了技术是：（1）固定的生物体中的承运人矩阵将允许高密度保持在一个生物反应器因此反应速率的增加；（2）减少平均自由程的生物催化剂，以提高基板利用酶的底物；（3）减少细胞合成使用生物（化合自营菌）与低产合作效率。在介孔碳。那个降解有机物的固定化细菌培养的活性炭的组合发生的物理吸附和生物降解（ehrhardt ，1989年）。固定化细菌能够在缺氧区片段到简单的有机物和化合物的细菌好氧区执行氧化有机物。除了细菌氧化，催化氧化也是在积极的促进网格的碳矩阵。活性炭保护生物体的毒性作用的有机物（morsen，1990年）。有机物的吸附脱附，弥漫出碳，之后可以被代谢。解吸的速度取决于培养状况，流体动力学，代谢活性生物体和密度的颗粒（fan，1990年）。 表3 质量平衡中的硫废水的厌氧消化出院皮革工业硫酸盐含量（单位：mg/l）物质含量初级澄清s2-在气态相厌氧反应堆s2-在水溶液中相厌氧反应堆总硫化物生成利用硫酸为中s2-生成的预计硫酸厌氧废水实际硫酸厌氧废水硫酸变化11136.4188195585528965437 此外，燃烧热释放有机物的活跃的位置将用于激励的有机分子越过活化能屏障，通常决定利率的任何化学反应（约翰，2004年）。 分子的自由移动也受到表面吸附力的限制，它们停在某处因此能量消耗主要用在跨越性的运动上这被认为是主要的组成部分方向的分子，是降低到最大程度。那个部分氧化有机分子是需氧氧化低燃烧热好氧微生物固定在口的小孔，从而为细胞提供能源合成减少，因此，生物质产量下降。由于生物体是在固定化国家的能源开支方面扩散有机分子和氧气从散装液体蜂窝矩阵最低相比，暂停生长系统。进一步活性炭有助于缓冲能力的固定化微生物系统吸附酸性和碱性化合物，以及丰富溶解氧（巴尔德奥夫，1993年）。 因此，节约能源的固定化国家提高了利率降解有机物废水远大于悬浮生长系统。所以，一些可供氧化有机化合物活跃的位置仍保持是一个常数，而去除废水中溶解污染物的比例也基于稳定。 从caaco反应器中排放废水的特性列在表2 。处理过的废水的bod为52 18 mg/l,cod为471 99mg/l 。有趣的是，观察到硫酸盐含量caaco处理的污水，而厌氧治疗是减少到960 190 mg/l为728 90油制气属挥发性脂肪酸的含量降低到609 202 mg/l 338 98 mg/l。二级生物处理除去废水的主要化学污染物的浓度体现在对cod，bod和toc。 2.3有帮助的证实 ftir分析干制革污水进行了400 -4000 cm - 1处。有广泛的信封中的较高的能源地区2900年和3900cm - 1处，这是分配给-oh伸展的h2o ，-cooh和-nh伸展。在场的情况下烷基团体出水三方也证实了对称和非对称伸展模式-ch2团体低于3000cm- 1 。在c=o伸展，-nh弯曲，c-n弯曲振动和-ch2还制作了1200到1800cm- 1宽波段。那个密集带地势略高于1000厘米- 1是由于-coo-和烷氧震动。烷基，羰基和氨基酸团体似乎是减少在更大的程度caaco处理。 取消高分子重量化合物相应的保留时间2月2天3.68分钟。失踪以上高峰和出现新的高峰，保留时间在1.93分钟hplc图谱表明，超高分子量废水中有机物可能是生物转变成较小的化合物化合自营菌。3结论 对排放的污水鞣产业缺乏生物降解因异生化合物在相当大的浓度。处理后的出水通过初级澄清，厌氧反应器和化合自营菌固定化细胞反应器称为caaco反应器中删除所有污染参数，如化学需氧量，生化需氧量，目录，挥发性脂肪酸和硫化物分别由86，95，81，71和100。从以上结果如下结论：该chemoautotrophs固定化细胞反应器高度有效的化学需氧量，生化需氧量，总有机碳，挥发性脂肪酸和硫化物去除率短期内保存期限。降解效率的固定化细胞反应器不变的是没有改变的废水力量。该有机物去除率下降的主要原因是固定养细菌在孔米糠活性炭，而不是暂停形式。去除率也证明了内在之间的关系活性炭和细菌，并还突出了适用性米糠活性炭，以实现一个稳定状态和更高的效率在连续模式制革废水处理过程。 致谢：作者感谢主任中央皮革研究所和科学理事会 和工业研究委员会（ csir ）鼓励和提供 所有的设施来进行这个工作。 参考文献 1baldauf g, 1993. removal of pesticides in drinking water treatment j . acta2hydrochim hydrobiol , 21 : 203 208.3brandis a , thauer r k, 1981. growth of desulfovibrio species on hydrogen andsulfate as sole energy sourcej . j gen microbiol , 126 : 249 252.4clesceri l s , greenberg a e , trussell r r , 1989. standard methods for theexamination of water and wastewater. 17th ed. american public health6association , american water work association , water pollution controlfederation , washington.7ehrhardt h m, rehm h j , 1989. semicontinous and continous degradation ofphenol by pseudomonas putida p8 adsorbed on activated carbon j . appl microbiol biotechnol , 30 : 312 317.8elke genschow , werner hegemann , christian maschke , 1996. viological sulfateremoval fromtannery wastewater in a two2stage anaerobic treatment j . waterresearch , 30 : 2072 2078.9fan l s , leyva2ranos r , wisecarver k d et al . , 1990. diffusion of phenolthrough a biofilm grown on activated carbon particles in a draft2tube threephase fluidized bed reactorj . biotechnol bioeng , 35 : 279 286.10hugo wb , russell a d , 1977. the mode of action of non2antibiotic antibacterialagentsm . in : pharmaceutical microbiology. chapter 11. uk: blackwell scientific publication. 202 208.11ingvorsen k, jorgensen b b , 1984. kinetics of sulphate uptake by freshwater andmarine species of desulfovibrioj . arch microbiol , 139 : 61 66.12jonh k l , mohan d u , sekaran g, 2004. integrated biological and catalyticoxidation of organics and inorganics in tannery wastewater by rice husk basedmesoporous activated carbon2bacillus sp. j . carbon , 42 : 2399 2407.13kjeld i , marianne yn , catherine j , 2003. kinetics of bacteria sulfate reductionin an activated sludge plant j . femsmicrobiology ecology , 46 :129 137.14lens p n l , visser a n l , janssen a j h et al . , 1998. biotechnologicaltreatment of sulfat2rich wastewater j . environmental science andtechnology , 28 : 41 88.15locher h h , 1991. bacterial degradation of p2toluenesulphonate and relatedaromatic sulphonic acids : characterization of degradative pathways andenzymesd . ph. d thesis. swiss federal institute of technology , zurich.lorenzo b , maria c c , maurizio r et al . , 2004. performance and microbialfeatures of a granular activated carbon packed bed biofilm reactor capable ofan efficient anaerobic digestion of olive mill wastewaters j . femsmicrobiology ecolog