抗生素廢水處理技術(shù)方案

  抗生素廢水的污染物濃度高、管理難度大。跟著我國抗生素工業(yè)的開展，抗生素廢水的發(fā)生和排放量越來越大，并逐步成為水體的重要污染源之一。所以，開發(fā)新式有用的抗生素廢水處理技能已成為當(dāng)今環(huán)境維護(hù)的難點(diǎn)和熱點(diǎn)〔1, 2, 3, 4, 5〕。

包埋固定化復(fù)合菌技能作為一種新式的廢水處理技能，已經(jīng)在多種廢水的處理中得到了成功的運(yùn)用〔6, 7, 8, 9〕。但是在抗生素廢水處理范疇，該技能的運(yùn)用甚少。針對這一研討空白，本研討對固定化復(fù)合菌技能在 中的運(yùn)用作了開端的探究，為后續(xù)研討者供給一些基礎(chǔ)性的參考資料。

1 資料與辦法
 
1.1 實(shí)驗(yàn)廢水與菌種
 
實(shí)驗(yàn)中所用的廢水取自重慶市某抗生素出產(chǎn)企業(yè)的污水處理站調(diào)理池，廢水的B/C 根本在0.4 左右，可生化性較好。水質(zhì)情況如下：COD 3 000～8 000 mg/L、BOD5 1 200～3 200 mg/L、NH3-N 150～300 mg/L、 SS 100～500 mg/L、pH 4.0～6.0。實(shí)驗(yàn)中運(yùn)用的菌種為本課題組前期實(shí)驗(yàn)構(gòu)建的復(fù)合菌，復(fù)合菌中各菌種的份額為：光合細(xì)菌∶酵母菌∶放線菌=5∶3∶1。

1.2 實(shí)驗(yàn)辦法
 
1.2.1 包埋小球的制造辦法
 
載體資猜中各組分的含量選用本課題組前期實(shí)驗(yàn)斷定的配比：PVA 質(zhì)量濃度為11 g/L、卡拉膠質(zhì)量濃度為0.5 g/L、膨潤土質(zhì)量濃度為2.5 g/L。包埋小球的制造選用延時包埋辦法〔10〕，具體做法如下〔11〕：

（1）用恒溫水浴鍋在100 ℃左右將浸泡了24 h 的載體資料完全溶解。溶解進(jìn)程中不進(jìn)行拌和，使其天然溶解。當(dāng)其間不再有顆粒狀物體，悉數(shù)成為光亮的膠狀物后，將其取出，在室溫下靜置4 h。

（2）在4 000 r/min 的條件下將培育好的微生物離心3 min，用生理鹽水洗刷并再次離心2 次，稱重。依照菌膠比1∶15〔12〕（菌體濕重/g：膠液體積/mL，簡稱菌膠比）的份額將菌體與載體膠液混合攪勻，使菌體在資猜中均勻分布。

（3）用帶有1.6號針頭的注射器將混合液注射到含有質(zhì)量濃度為2 g/L 的CaCl2 或KCl 飽滿硼酸溶液中（用Na2CO3 調(diào)pH 至6.7），得到固定化小球。

（4）將制造好的小球置于0～4 ℃的冰箱中固化 24 h。運(yùn)用前用蒸餾水和生理鹽水沖洗2 次。

1.2.2 溫度、pH、進(jìn)水COD 對COD 處理作用的影響
 
將18 g/L 的包埋小球投加到抗生素廢水中，分別在不同的溫度下處理廢水，調(diào)查溫度對處理作用的影響。以同一溫度下同量的游離復(fù)合菌作為比照。實(shí)驗(yàn)中廢水的COD 為6 000 mg/L 左右，pH 為5.0 左右。每組實(shí)驗(yàn)做3 組平行實(shí)驗(yàn)。

將18 g/L 的固定化小球投加到抗生素廢水中，分別在不同pH 下處理廢水，調(diào)查pH 對處理作用的影響。以同一pH 下同量的游離復(fù)合菌作為比照。實(shí)驗(yàn)中廢水的COD 為6 000 mg/L 左右，溫度為30 ℃ 左右。每組實(shí)驗(yàn)做3 組平行實(shí)驗(yàn)。

將18 g/L 的固定化小球投加到抗生素廢水中，分別在不同進(jìn)水COD 下處理廢水，調(diào)查進(jìn)水COD 對處理作用的影響。以同一進(jìn)水COD 下的同量游離復(fù)合菌作為比照。實(shí)驗(yàn)中廢水的pH 為5.0 左右，溫度為30 ℃左右。每組實(shí)驗(yàn)做3 組平行實(shí)驗(yàn)。

1.2.3 連續(xù)運(yùn)轉(zhuǎn)處理作用及動力學(xué)剖析
 
依據(jù)以上實(shí)驗(yàn)成果，斷定包埋小球處理抗生素廢水COD 的運(yùn)轉(zhuǎn)條件。并調(diào)查包埋小球處理COD 的作用以及動力學(xué)特征。實(shí)驗(yàn)做3 組平行實(shí)驗(yàn)。

1.3 測驗(yàn)儀器與辦法
 
廢水在4 000 r/min 的離心機(jī)中離心5 min，取上清液測定其間的COD。COD 的測定選用快速消解分光光度法（HJ/T 399—2007），分光光度計選用 Hach 公司出產(chǎn)的DR2800 便攜式分光光度計。曲線擬合選用SPSS 軟件。

2 成果與剖析
 
2.1 溫度對COD 去除率的影響
 
微生物進(jìn)行推陳出新時都有一個最適的溫度規(guī)模，在這個規(guī)模內(nèi)，溫度每升高10 ℃，酶促反應(yīng)速度將進(jìn)步1～2倍，微生物的代謝速率和成長速率均可相應(yīng)進(jìn)步，此刻微生物的推陳出新作用最強(qiáng)；當(dāng)外界溫度低于最適溫度時，微生物的代謝作用較弱，根本處于休眠狀況，但不致死；當(dāng)外界溫度高于最適溫度時，微生物機(jī)體的根本組成物質(zhì)（蛋白質(zhì)、酶蛋白和脂肪）等會遭到損壞，比如蛋白質(zhì)凝結(jié)變性、細(xì)胞質(zhì)膜的脂肪受熱溶解等，進(jìn)而影響微生物的代謝活動〔11〕。溫度對COD 去除率的影響如圖 1 所示。

圖 1 溫度對COD 去除率的影響 

由圖 1 可見，當(dāng)溫度較低時，包埋復(fù)合菌和游離復(fù)合菌處理COD 的作用都比較差，只要20%～35%；跟著溫度的升高，COD 去除率也逐步進(jìn)步，并在20～ 30 ℃時到達(dá)最高，去除率為50%～60%；之后跟著溫度的升高，COD 去除率開端下降。一起發(fā)現(xiàn)游離復(fù)合菌對外界的溫度改變愈加靈敏，在4～45 ℃的規(guī)模內(nèi)，最高的COD 去除率是最低的COD 去除率的 2.5 倍，而包埋復(fù)合菌是1.6 倍。此外，溫度在25～30℃ 的規(guī)模內(nèi)，游離復(fù)合菌對COD 的去除作用要好于包埋復(fù)合菌，而在低溫文高溫這些極點(diǎn)溫度下，包埋復(fù)合菌的處理作用更好。

2.2 pH 對COD 去除率的影響
 
外界環(huán)境的pH 對微生物的推陳出新作用有明顯的影響。參加推陳出新的酶只要在最適宜的pH 下才干發(fā)揮其最大的活性，極點(diǎn)的pH 使酶的活性下降，進(jìn)而影響微生物細(xì)胞內(nèi)的生物化學(xué)進(jìn)程，乃至直接損壞微生物細(xì)胞。所以，在最適的pH 規(guī)模內(nèi)，微生物的推陳出新作用最強(qiáng)。當(dāng)pH 低于這個規(guī)模時，會引起微生物體外表由帶負(fù)電變?yōu)閹д姡M(jìn)而影響微生物對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收； 當(dāng)pH 低于這個規(guī)模時，基質(zhì)中的有機(jī)化合物的離子化作用會遭到影響，然后直接影響微生物。此外，過高或過低的pH 均下降微生物對高溫的反抗才能〔13〕。pH 對COD 去除率的影響如圖 2 所示。

圖 2 pH 對COD 去除率的影響 

由圖 2 可見，當(dāng)pH 較低時，包埋復(fù)合菌和游離復(fù)合菌的處理COD 的作用比較差，只要20%～30% 左右； 跟著pH 的升高，COD 去除率也逐步進(jìn)步，并在pH 為5.5～8.5 時到達(dá)最佳作用，去除率為50%～ 60%；之后，跟著pH 的持續(xù)升高，COD 去除率開端下降。一起還發(fā)現(xiàn)pH 的改變對游離復(fù)合菌的影響更大，在pH 為3.5～10.5 的規(guī)模內(nèi)，最高的COD 去除率是最低的COD 去除率的3 倍，而包埋復(fù)合菌是 2.2 倍。此外，pH 在5.5～6.5 的規(guī)模內(nèi)，游離復(fù)合菌對 COD 的去除率要好于包埋復(fù)合菌，而在較低或較高的pH 條件下，包埋復(fù)合菌的處理作用更好。

2.3 進(jìn)水COD 對COD 去除率的影響
 
進(jìn)水COD 對COD 去除率的影響如圖 3 所示。

圖 3 進(jìn)水COD 對COD 去除作用的影響  

由圖 3 可見，跟著進(jìn)水COD 的添加，COD 的去除率逐步下降，但實(shí)踐去除的COD 先添加后下降。并且，進(jìn)水COD 對包埋復(fù)合菌以及游離復(fù)合菌功能的影響大致相同： 當(dāng)進(jìn)水COD 為3 000～7 000 mg/L 時，COD 的去除量跟著進(jìn)水COD 的添加而添加；當(dāng) COD＞7 000 mg/L 時，COD 的去除量跟著進(jìn)水COD 的添加而下降。此外，從圖 3 還能夠看出，當(dāng)進(jìn)水 COD在6 000～8 000 mg/L 規(guī)模內(nèi)時，包埋復(fù)合菌去除 COD的作用最好，此刻COD 的去除量能夠維持在 3 500～3 800 mg/L。關(guān)于游離復(fù)合菌，當(dāng)進(jìn)水COD＞ 7 000 mg/L 時，COD 的去除量明顯下降； 當(dāng)進(jìn)水COD 維持在6 000～7 000 mg/L 時，COD 的去除作用最好，此刻COD 的去除量能夠維持在3 600～3 900 mg/L。當(dāng)進(jìn)水COD＜7 000 mg/L 時，游離復(fù)合菌處理 COD 的作用要好于包埋復(fù)合菌，而當(dāng)進(jìn)水COD＞ 7 000 mg/L 時，包埋復(fù)合菌的處理作用更好。這是因?yàn)楫?dāng)進(jìn)水COD＜7 000 mg/L 時，廢水中有毒有害的抗生素類物質(zhì)對復(fù)合菌的毒害作用相對較小，復(fù)合菌能夠很多存活，影響COD 去除量的首要因素是傳質(zhì)進(jìn)程，而此刻游離復(fù)合菌不會遭到包埋資料的阻礙，更簡單吸收廢水中的COD，去除COD 的才能也就強(qiáng)；跟著進(jìn)水COD 的添加，廢水中有毒有害的抗生素類物質(zhì)對復(fù)合菌的毒害作用增強(qiáng)，具有活性的游離復(fù)合菌數(shù)量明顯下降，而包埋復(fù)合菌因?yàn)橛邪褫d體的維護(hù)，對這種毒害作用有較強(qiáng)的反抗性，因而有更多具有活性的復(fù)合菌存活，所以去除COD 的才能并沒有下降太多。

2.4 COD 處理作用及動力學(xué)剖析成果
 
依據(jù)上述的實(shí)驗(yàn)成果，本研討斷定了包埋固定化復(fù)合菌處理抗生素廢水的工藝條件： 包埋復(fù)合菌的投加量為18 g/L、溫度為15～35 ℃、pH 為5.5～9.5、進(jìn)水COD 為6 000～8 000 mg/L。依照這個運(yùn)轉(zhuǎn)條件，對實(shí)踐抗生素廢水進(jìn)行處理，調(diào)查包埋復(fù)合菌處理抗生素廢水的作用以及動力學(xué)進(jìn)程。

COD 去除率隨時刻的改變曲線如圖 4 所示。

圖 4 COD 去除率隨時刻的改變曲線 

由圖 4 可見，通過6 d 的處理，包埋復(fù)合菌能夠去除60%左右的COD，持續(xù)添加處理時刻，COD 去 除率的改變不明顯。并且，COD 去除率的改變曲線形狀與S 型函數(shù)、對數(shù)函數(shù)以及冪函數(shù)的圖形較類似，所以，以這3 種函數(shù)來擬合COD 去除率隨時刻的改變曲線，開端模仿COD 去除的動力學(xué)進(jìn)程。 3 種模型對圖 4 中數(shù)據(jù)擬合的成果如圖 5、表 1 所示。

圖 5 SPSS 擬合曲線   

由表 1 可見，冪函數(shù)的R2>對數(shù)函數(shù)的R2>S 函數(shù)的R2，所以冪函數(shù)的擬合作用最佳。因此，我們開端斷定的包埋復(fù)合菌處理抗生素廢水中COD 的經(jīng)歷速度方程為：

式中：μ———抗生素廢水 COD 去除率，%；

t——抗生素廢水處理時刻，d。

3 定論
 
通過研討首要獲得了以下的定論：

（1）復(fù)合菌在處理抗生素廢水時，有一個最適的溫度、pH 和進(jìn)水COD 規(guī)模。在這個最適規(guī)模內(nèi)，游離復(fù)合菌處理COD 的作用要好于包埋復(fù)合菌。這可能與游離復(fù)合菌的傳質(zhì)功能更好有關(guān)。

（2）包埋固定化使得復(fù)合菌反抗極點(diǎn)條件的才能增強(qiáng)，最適溫度、pH 和進(jìn)水COD 規(guī)模變寬。由游離態(tài)時的25～30 ℃、5.5～7.5、6 000～7 000 mg/L添加到包埋狀況時的15 ～35 ℃ 、5.5 ～9.5 和6 000 ～ 8 000 mg/L。

（3）在上述的最適溫度、pH、進(jìn)水COD 規(guī)模內(nèi)，通過6 d 的處理，包埋復(fù)合菌對COD 的去除率能到達(dá)60%左右。

（4）包埋復(fù)合菌處理COD 的動力學(xué)進(jìn)程可用冪函數(shù)進(jìn)行模仿，經(jīng)歷方程為：μ=2.556t0.6125。