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任務書 題目名稱 生物滴濾池處理惡臭廢氣工程設計 學 院 環(huán)境科學與工程學院 專業(yè)班級 姓 名 學 號 一、畢業(yè)設計（論文）的內容 生物滴濾池處理惡臭廢氣工程設計，包括生物滴濾池的工藝原理與結構、生物滴濾池處理惡臭廢氣的治理工藝、主體設備選型和非標準設備設計，管道輸送系統(tǒng)設計及工程投資概算等。 二、畢業(yè)設計（論文）的要求與數據 廢氣處理量：某煉油廠的14200m3/h惡臭氣體； 廢氣成分：畢業(yè)實習收集； 畢業(yè)實習10天以上；實習報告（含資料調研報告）10000字以上； ??? 畢業(yè)設計說明書30000字以上； 繪制工程設計圖紙8張（A4）以上。 三、畢業(yè)設計（論文）應完成的工作 查閱和翻譯文獻資料； 參與畢業(yè)實習并編寫實習報告； 編寫畢業(yè)設計說明書； 進行工程概算和運行可行性分析； 繪制工程設計圖紙。 序號 設計（論文）各階段內容 起止日期 1 參與畢業(yè)實習 3月15日~4月12日 2 編寫實習報告、查閱和翻譯文獻資料 4月13~4月25日 3 研究設計方案，進行設計的有關計算 4月26日~5月10日 4 編寫畢業(yè)設計說明書 5月11日~5月25日 5 進行工程概算和運行可行性分析 5月26日~5月29日 6 繪制工程設計圖紙 5月30日~6月8日 7 答辯準備及答辯 6月9日~6月12日 四、畢業(yè)設計（論文）進程安排 五、應收集的資料及主要參考文獻 1. 王志魁主編 . 化工原理 .第二版.北京：化學工業(yè)出版社，1998.10 2. 赫吉明 馬廣大主編 . 大氣污染控制工程. 第二版.北京：高等教育出版社，2002 3. 賀匡國主編.化工容器及設備簡明設計手冊.化學工業(yè)出版社，1989 4. 黃學敏.張承中主編. 大氣污染控制工程實踐教程.北京：化學工業(yè)出版社. 2003.9 5. 立本英機.安部郁夫（日）主編.高尚愚譯編. 活性炭的應用技術ü其維持管理及存在問題.南京：東南大學出版社，2002.7 6. 林肇信主編.大氣污染控制工程.高等教育出版社.1991.5 7. 全燮.楊鳳林主編. 環(huán)境工程計算手冊.中國石化出版社.2003.6 8. 吳忠標主編 . 實用環(huán)境工程手冊ü大氣污染控制工程 化學工業(yè)出版社. 2001.9 9. 姜安璽主編. 空氣污染控制 .北京：化學工業(yè)出版社. 2003 10. 朗曉珍. 楊毅宏主編. 冶金環(huán)境保護及三廢治理技術. 東北大學出版社. 2002 11. 童志權等主編. 工業(yè)廢氣污染控制與利用. 北京：化學工業(yè)出版社，1988 12. 王紹文.張殿印.徐世勤.董保澍主編. 環(huán)保設備材料手冊.冶金工業(yè)出版社 2000.9 13. 朱世勇，《環(huán)境與工業(yè)氣體凈化技術》，化學工業(yè)出版社，2001 14. 李光超，《大氣污染控制技術》，化學工業(yè)出版社，2002 15. L.Ekman.LIFAC-經濟有效的脫硫方法.芬蘭：Fortum Engineering Ltd. 16. 唐敬麟，張祿虎編. 除塵裝置系統(tǒng)及設備設計選用手冊化學工業(yè)出版社.2004 17. 《給水排水設計手冊 （第11卷）》，中國建筑工業(yè)出版社，1986. 18. 趙毅，李守信，《有害氣體控制工程》，化學工業(yè)出版社，2001. 19. 陳常貴、曾敏靜、劉國雄等編，《化工原理》，天津科學技術出版社，2002 20. Licht,W《Air Pollution Control Engineering》.Publisher,New York,NY(US);Marcel Dekker,Inc.System Entry Date:2001 May 13. 21. Understanding the limits of H2S degrading biotrickling filters using a differential biotrickling filter. S. Kim, M.A. Deshusses / Chemical Engineering Journal 113 (2005) 119–126 22. 劉天齊主編，三廢處理工程技術手冊：廢氣卷，北京：化學工業(yè)出版社 1999.5 發(fā)出任務書日期：20xx年3月10日 指導教師簽名： 預計完成日期： 年 月 日 專業(yè)負責人簽章： 主管院長簽章： 2 目 錄 1 緒論 1 2 材料與方法 2 2.1 微分生物滴濾設備和運作 2 2.2 分析方法 4 3 結果與討論 6 3.1 氣速的影響 6 3.2 滴濾液體速度的影響 7 3.3 中間硫物種的影響 8 3.4 生物動力參數分析 9 4 結論 12 參考文獻 13 外文 ----------------------------------------------------------------------------- 15 對于使用微分生物滴濾池降解硫化氫的局限性的探討 Seongyup Kim, Marc A. Deshusses ? Department of Chemical and Environmental Engineering, University of California, Riverside, CA 92521, USA Received 12 January 2005; received in revised form 29 April 2005; accepted 1 May 2005 摘 要 在高性能生物滴濾池中去除H2S研究為使用微分生物滴濾。微分生物滴濾波器的目的是要達到氣流速度通過一個縮影填料床，在這種情況下是一個單一的4厘米開孔聚氨酯泡沫塑料立方體。外部傳質是限制空氣流速低3000至4000 mh-1，通過其他可能的參數，如生物動力學或4000mh-1以上的擴散控制的性能上述。液體滴率對H2S去除的影響被裁定為無低氣體速度，并顯著在高氣速，與對潤濕的包裝和基于實驗條件速率限制猜測一致。對不同種類的硫對硫化氫的處理的增加的影響進行了調查。硫化物對H2S去除呈負影響，而硫酸鹽和亞硫酸鹽已不具影響。有趣的是，微量的硫代硫酸鈉會改善硫化氫的去除率。在近中性pH值時氧攝取率確定評估的細胞活動是最大的。最后，在微分生物滴濾池中獲得的硫化氫去除的生物動力參數和在一批懸浮培養(yǎng)基進行了比較。在微分生物滴濾的速率高得多，表明該批式反應器受到傳質限制，并說明在搖瓶系統(tǒng)中該生物動力參數確定未必適用于生物滴濾池。整體而言，這項研究強調指出，微分生物滴濾器是一個有用的工具，用于調查的性能和限制H2S的生物滴濾，詳細的研究有助于了解生物滴濾池污染物去除機制。 ? 2005 Elsevier公司乙訴，保留所有權利。 關鍵詞：生物滴濾池，H2S的降解，生物動力參數 1 緒論 惡臭氣體的排放，是廢水處理和其他處理設施一個主要問題。生物處理是既定的代替?zhèn)鹘y(tǒng)的臭氣控制方法[1,2]，但直到最近，生物總是比化學洗滌器需要較大的反應器容積。在2001年，在奧蘭治縣衛(wèi)生區(qū)（OCSD）5個大規(guī)?；瘜W洗滌器轉化為生物滴濾池，并已開始以氣體接觸1.6 s至4 s的時間運作，這與化學洗滌器的接觸時間相類似[3]。即使是在非常短的接觸時間，對進口硫化氫的濃度高達30-50ppmv H2S去除也超過97％。相應的H2S去除容積率，是95-105克H2S m-3h-1。與其他生物濾池或生物滴濾池處理濃度在范圍內的50ppmv或更少的H2S相比，其消除率更大[1,4]。觀察到在OCSD異常高的表現(xiàn)的可能解釋為，由于包裝的大型水面地區(qū)高污染物的傳質速率，一個極高的氣體線性速度（1.8ms-1或6500mh-1）和最佳操作條件（養(yǎng)分，pH值，CO2）。OCSD非傳統(tǒng)狀況的生物滴濾池建議生物滴濾池降解硫化氫限制的研究可導致更好地了解該進程，并優(yōu)化他們的工作表現(xiàn)。特別是，傳質和硫化氫的生物降解動力學的高性能生物滴濾池需要進一步的定義。因此，本研究的重點放在選定對生物滴濾池降解硫化氫性能參數的影響。微分生物滴濾較早前的描述[4]是用于這些實驗。 在生物處理中，H2S被細菌氧化成硫酸根離子或其離子形式的HS?或S2?的，是用來作為巖性自養(yǎng)菌的能源，這就需要碳二氧化碳或溶解碳酸鹽作為碳源。那里有幾個可能的中間硫物種，如S0，S2O32?和SO32可能產生的氧化過程[5]。其生產依賴于H2S負荷，pH值，細菌，氧的濃度和溫度[5-8]，不過，有關生物動力因素仍所知甚少，且可能阻礙促使H2S轉變成其終產物。對這些關系更好的定義可以幫助了解過程的限制。同樣，在工業(yè)方面，條件可能會導致突然過量的或更多的預計將影響處理效果的中間硫物種，但生物滴濾池對這樣接觸的反應更不為所知。各種硫物種的影響依靠過程中不同的速率限制步驟的預期變化，因此，對生物處理硫物種研究的影響應與傳質緊密聯(lián)系在一起研究。因此，本研究的目的分別為：（1）以確定效應氣體的速度對使用微分生物滴濾降解硫化氫性能的影響;（2）以確定效果的操作參數和突然增加選定的硫物種對在低和高氣流速度下一個硫化氫生物滴濾床的表現(xiàn);（3）以確定生物滴濾生物動力參數，與那些取得了一批在攪拌式生物反應器作對比。 2 2 材料與方法 2.1 微分生物滴濾設備和運作 一個小微分生物滴濾池用于這項研究。它是充滿一個單一的立方體（4公分× 4公分× 4公分）開孔聚氨酯泡沫塑料包裝（EDT，Eckental，德國）相同的包裝使用在該領域的研究在奧蘭治縣衛(wèi)生區(qū)。泡沫立方體放置在微分生物滴濾采取了從常規(guī)生物滴濾池（見下文）運作，在一個實驗室與硫化氫作為唯一的污染物，因此，泡沫立方體建立了活躍的硫化氫氧化的細菌生物膜，在實驗期間， 與很少或根本沒有生物量增長過程中出現(xiàn)的實驗在微分生物滴濾。在實驗之前，立方體發(fā)泡被放置在150毫升礦產中等[9]為20分鐘，其中刪除了部分松散的生物量不堅決重視泡沫立方體。程序減少不明朗因素，在金額蛋白的生物量重視到包裝實驗期間。pH值礦產中等清洗立方體調整到相同的pH值作為該滴的水之源生物滴濾床由滴定與2M鹽酸。在微分生物滴濾器的條件下，例如，組成部分滴液體的匹配盡可能緊密地向那些在源頭上生物滴濾以盡量減少的可能性，短期馴化的影響在微分反應器。單一泡沫立方體住在大（ 10厘米編號）明確的PVC管（圖1）[4]。該生物滴濾系統(tǒng)的設計運行了一批系統(tǒng)，以紓緩所確定的生物動力參數。批量操作還允許大型氣體流量，使氣體電影傳質阻力，可以減少或可能不容忽視。硫化氫降解生物滴濾運作在一項反電流模式，即類似最硫化氫降解生物滴濾池，與氣體流動向上及循環(huán)再造的礦產中，向下流動?？諝饬鞣职l(fā)在一個封閉的回路，由一85升Tedlar袋以微分生物滴濾床由0.2惠普鼓風機（Ametek，Paoli，PA ）的最多不超過線速度的3ms-1。最高空氣流動在泡沫立方體導致一個空床停留時間（EBRT）0.01s。循環(huán)液均勻噴于頂部的床上，通過一個噴嘴。循環(huán)液體構成的再生水（氯化二級出水從OCSD），這是噴涂在濾床使用蠕動泵在率2.4升每小時和WL 1/4 BETE噴嘴(BETE， Greenfield， MA)。自由的和余氯，在再生水是微不足道和不影響實驗。壓力所需的該噴嘴是小于0.7酒吧。pH值循環(huán)液體依賴于實驗。在一個單一的測試，pH值循環(huán)液體從未下跌超過0.2 pH值單位。每個實驗了1-6 小時類型而定實驗。在大多數情況下，泡沫立方體從該系統(tǒng)被去除了在一個實驗以后，以便其生物質含量可確定。 在每個實驗初，純硫化氫（Matheson， 紐瓦克，加州）被注射了分生物滴過濾系統(tǒng)使用20毫升注射器。在大多數情況下，實驗包括隨著時間的過去監(jiān)測硫化氫減退在選擇的條件下，特別是以變化的氣體或液體流速。在一個微分生物滴濾床，在一個由于時間，條件不改變，大大從入口到出口口岸的反應堆。因此，觀察動力學對應的動力學整個生物反應器在鑒于時間根據一定的條件。因為實驗條件下，微分生物滴濾是總是在偽穩(wěn)定狀態(tài)，率和硫化氫減少在該系統(tǒng)的服務來計算硫化氫去除能力（EC）的生物滴濾。每個實驗的短期暗示生物量增長很少發(fā)生。重復進行了實驗，當不同的泡沫冰塊，用降解率分別由正?；撋锪?，以盡量減少影響的變異性固定化生物量密度。在選定的實驗，一些化學品被注入，在滴液，以確定化學品是否具有影響硫化氫去除。調查的影響，亞硫酸鹽和硫酸，亞硫酸鈉和硫酸鈉使用，分別注射。以下大量的解決方案增加了礦產中等至彌補滴液：0.12，0.36，1.0毫克SO32?的解決辦法; 650，1300，2600毫克SO42?的解決辦法;0.4，1.4，4.3毫克S2O32?的解決辦法。數額硫磺物種，在滴液體0.05-0.2毫克SO32?，1300毫克SO42?和1.4毫克S2O32?.加入少量的含硫的種類解決方案并不影響pH值的滴液體。 被應用在微分生物滴濾池中具有生物活性的泡沫立方體的來源是一個二十升硫化氫降解生物滴濾池運作先前所描述的[10] 。生物滴濾池的正常操作的PH是1.8-2.5，雖然也有人在pH為5或pH值6.5操作，此實驗對pH值影響。在這種情況下，生物滴濾池的pH值增加了和保持在理想的價值由供應過剩的礦產中。一次理想的pH值獲得，經營條件保持恒定在至少一周，使該微生物群落可以順應。后來,泡沫立方體被用于微分生物滴濾池的pH值-效應實驗。 一個3.8升不透氣的攪拌式反應器是用于測定一些生物動力參數。整除數礦物媒介350毫升具有相同pH值作為細胞懸架被放置在反應堆。礦物媒介被磁攪拌器以? 200 rpm不斷攪拌。氣體硫化氫，當時注入透過隔， 和濃度是衡量一硫化氫數據存儲器。泡沫立方體所采取的從源頭上生物滴濾是沖擊，在100毫升礦產中提取的生物量。細胞懸浮被分離了3000×克為15分鐘。藥丸在10mL礦物媒介被重新了懸掛。細胞懸浮被注射了入攪動坦克反應器，在硫化氫氣液的平衡被到達了之后，并且硫化氫含量撤除隨著時間的過去被監(jiān)測了。 2.2 分析方法 一個連續(xù)分析儀/數據記錄儀（AppTek Odalog ，分布式由偵測儀器，菲尼斯， AZ）確定硫化氫的濃度。硫化氫氣體分析儀放在外面的生物滴濾池?？諝庵辛蚧瘹涞暮勘惶峁┙o分析儀由一個蠕動泵（Cole-Parmer， Masterflex， Vernon小山， IL）以250mL每分鐘的流速通過管材(0.64 cm i.d。)并且返回到生物滴濾系統(tǒng)。液體循環(huán)流量測量與一支網上轉子流量計(Dwyer， 美國密歇根州的城市），而空氣流速的測量使用風速表（HHF300A， Ω， Stamford， CT）。 相當數量的蛋白質在每一個泡沫立方體在每個實驗以后是確定的。泡沫立方體從在50毫升的1 N NaOH的反應器被去除了,安置了并且搗了好幾分鐘[11]。該解決方案與泡沫立方體是然后存放在一個沸水浴5分鐘，以進一步提取物生物量從泡沫立方體。它在冷的熱水鍋然后冷卻下來。解決的辦法是離心，在2000 ×克為2分鐘，以消除泡沫碎片，并0.1毫升上清液用蛋白質分析。該樣本混合與試劑從基本能力評估的蛋白分析試劑盒（皮爾斯，羅克福德，IL）和孵化在60?C水中30分鐘，讓彩色發(fā)展[12]。吸光度測量562 nm的使用分光光度計（BioRad、Smartspec 3000，赫拉克勒斯，加州）。平均蛋白質含量的一泡沫立方體是17.4毫克（標準偏差為6.8毫克，N= 18），而復制的蛋白質的標準偏差測定為一個單一的泡沫立方體通常小于5％。生物量干重被假設含有50％的蛋白質。 混合培養(yǎng)的活動在不同pH值通過測量氧攝取率確定（OUR）[10]?；旌吓囵B(yǎng)馴化在不同pH值，在20升硫化氫降解源生物滴濾，在OUR實驗之前（見上文） 。收獲混合培養(yǎng)從包裝，泡沫立方體被沖擊，在50ml礦物媒介被搗好幾分鐘。該解決方法是離心在3000×克為15分鐘。顆粒含有硫化物降解菌的藥丸在5毫升礦物媒介被重新了懸掛。去離子水被放置在一個特制的取得保熱的玻璃容器裝有一氧電極（YSI，黃色泉水，OH）和與空氣在25 ?C后達到飽和，2.5毫升的混合培養(yǎng)順應了在不同pH值（見以上）被安置了。內源呼吸第一次被監(jiān)測后，在之后一種1.5毫克Na2S mL-1解答的0.2mL在礦物媒介在船被注射,以確定硫化OUR。內源性呼吸從總的OUR被減去，以便獲得硫化物OUR。 PH值用Accumet PH計（Accumet模型15 ，F(xiàn)isher科學，匹茲堡， PA ）測量。 為變性梯度凝膠電泳法（ DGGE ） 分析，細菌細胞由離心法(4000×g)和脫氧核糖核酸收獲提取與Bio101成套工具(BioRad)。DNA濃度測定與智能Spec3000分光光度表(BioRad)，并保持凍結在-20 ?C，直至所需?；蚪MDNA PCRamplified是使用底漆放大16S ribosomal脫氧核糖核酸的V3地區(qū)的PRBA338F和PRUN518 [13]。組成聚合酶鏈反應混合物中使用的所有反應的是2.5升Tris (0.5 M，PH 8.3)，2.5升氯化鎂（25mM），1.25升血清白蛋白（ 10 mg / mL ），1.25升dNTPs (5mM ea)，1 L每底漆(5 pmol/L)， 0.25升基因Taq聚合酶（ 5單位/升），1升模板DNA在無菌水中，且無菌水加了到最后的容量的25 L。脫氧核糖核酸在一PTC- 200塞貝克熱量Cycler (MJ Research Inc.， MA，美國)被放大了下列程序：95?C的2分鐘，其次是由30個周期的92?C的1分鐘，55?C為30秒和72?C 1分鐘，和包括72 ?C 6 min.的唯一最后的引伸步。該DGGE分析，執(zhí)行了與8% (w/v)丙烯酰胺膠凝體在一個垂直梯度從20到70%變性劑(7M尿素加上40% (v/v)甲酰胺)，凝膠被電力為3.5 h后60 ?C和200vin一dcode 通用突變檢測系統(tǒng)(BioRad)[14,15] 。膠凝體在數量一拍照文檔系統(tǒng)(BioRad)弄臟了與溴化乙錠并且被分析了。 3 結果與討論 3.1 氣速的影響 單一的泡沫塊從生物滴過濾器源頭被取出，當在pH值為2或pH值為5運作和放置在微分生物滴濾床時，經過一段短時間內，氣體速度是不同的，以確定其對硫化氫去除能力的影響。使用相同的泡沫立方體來測試整個各種氣體的速度，由于較早前經歷[4]，不同的泡沫冰塊的生物質含量的差異的變異，是可避免的。重復進行實驗和結果在圖2被生物質含量比較在兩個不同的pH值水平的清除正?；Ｔ趫D2 H2S的去除能力（0.2至0.9克gdw?1 h?1的相應于約35至125 gm?3 h?1）報道，比在這個實驗室做的之前的實驗低，由于實驗pH值為2 ，低于在外地[4,16]觀察到的。較低的EC可能是由于在泡沫立方體選定的這些實驗生物數量的較低密度，直到圖2討論的趨勢才有進一步的結果。除在8000mh-1點以外在溢流條件下被收集，結果表明，硫化氫去除能力似乎是一個氣體速度薄弱的功能，直至達到約4000 mh-1。一個依賴于氣體速度的解釋，是因為生物滴過濾器，測試了一些外部的傳質限制在較低的氣體速度。調查結果表明，該表現(xiàn)硫化氫降解生物滴濾池操作在低氣速得以改善，增加外部傳質。增加氣速增加公斤，氣膜傳質系數，或增加的具體表面積的包裝可以改善外部傳質。硫化氫去除能力并沒有表現(xiàn)出顯著變動在氣體速度4000和6000 mh-1之間。在這些條件下，硫化氫去除，必須是被控制的要么由生物降解動力學，運輸，在液體或由擴散的生物膜。沒有進一步的詳細的實驗，因此難以確定誰是其中的這些進程是限制。如前所述，該系統(tǒng)經歷水浸時，氣速超過8000 mh-1，和去除能力，是很不穩(wěn)定和受大變化都在一個實驗與一個單一的泡沫立方體，或之間的實驗與不同的泡沫塊?？傊Y果圖2顯示了類似的，雖然不太明顯趨勢比介紹并討論了在早先的研究由作者[17]。原因之間的分歧研究并不清楚，但他們突出的復雜性硫化氫去除的高性能生物滴濾池。數據pH 5也被報告關于圖2，展覽顯著高硫化氫去除能力，這是違反什么是觀察到在外地的生物滴濾池在OCSD。非生物控制實驗在pH 2和5 未顯示）導致在只有約20 ％的高吸收率，在pH 5 比在低pH值。輕度更大的吸收是一致的與酸堿平衡的基礎硫化物，其中預測下面pH值6 ，溶解硫化物，基本上是目前的硫化氫而不是房協(xié)-或中S2-[18]。在本文，增加的表現(xiàn)在pH為5也許是混合培養(yǎng)的更加巨大的活動的結果被開發(fā)在PH 5和以后被談論。 3.2 滴濾液體速度的影響 在圖3，在2種不同氣體速度中可以引起液體滴濾速度的影響。該滴濾速度不影響在4000 mh-1H2S速率的去除，這關于上限空氣流速在外部傳質限制，被認為是發(fā)生的，但硫化氫去除能力與液體在高氣速下的滴濾速率成正比的，即在沒有外部傳質限制。簡單的物理吸收硫化氫進入增加液體流動不能解釋觀測到的增加去除。進一步討論觀察是有必要。生物滴濾池由三個階段組成：氣體，液體和生物膜。生物膜可以被液滴潤濕，或不被潤濕，即直接地與氣體經歷處理接觸。按照以往的文件討論和模擬[4]，H2S氣體首先轉變成液滴，然后轉變成濕生物膜，或直接轉變成不被潤濕地生物膜。因此，在確定硫化氫的去除能力時，潤濕的，流動的傳質參數可能是關鍵因素。Onda等人[19]確定潤濕純粹與液體的速度有關，因此圖3可以被視為影響了不同程度的生物膜潤濕。即使如此，有人問氣體速度在潤濕條件是否不應該發(fā)揮作用，特別是在高氣速和在填料與狹窄的開口，因為我們發(fā)現(xiàn)，高氣速會影響液體爬升，因此也可能影響液體流動的模式。然而，一個可能的解釋見如下圖3的結果。在低氣速，外部傳質是主要的限制因素，因此，在液體流動速度變化中去除能力是不受影響的。在高氣速，外部傳質阻力變得微不足道，但由液體向生物膜的轉變受限制。被滴濾液體限制的可能原因是液體輸送，泡沫立方體的非均勻噴灑，部分潤濕和由于泡沫立方體的結構積水。因為這些可能是由于增加滴濾速度，增加滴濾速度導致硫化氫去除能力增加而被改變。通過其他方式核查上述解釋，去除硫化氫的決心是值得的。 3.3 中間硫物種的影響 加入各種硫物種到滴濾液體中的影響被調查。加入溶解的鈉硫化物（每升1-3.5毫克S，結果未顯示），導致在pH值為1.9-2.1時H2S氣體的降解停留一段時間。硫化物是溶解的硫化氫離子形式，但很快會均衡與任何形式的S是由微生物種群利用;因此，在生物降解中增加了硫化鈉競爭與H2S氣體。奇怪的是，此外微量硫代（每升0.7-7毫克S調整到一個pH值為1.9-2.1），導致硫化氫的去除率提高5-30％（圖4）。以前的實驗是在傳統(tǒng)的生物滴濾池，由其他人在我們的實驗室（施特勞斯和德敘斯， 2003年，未出版），發(fā)現(xiàn)脈沖硫代硫酸鈉（每升300-350毫克S）對硫化氫去除有一個顯著抑制，而不是提高去除。然而，后者在比較高的濃度下進行了實驗，這是極有可能的，有些生物動力競爭為何發(fā)生。增加微量硫代的結果引起極大興趣，因為他們顯示生物滴濾池中加入微量硫代后，H2S降解的性能可加以改進。 增加了亞硫酸鹽和硫酸鹽的結果顯示在圖5。被注射的亞硫酸鹽和硫酸鹽的數量是正常運作期間測量的5倍濃度。亞硫酸鹽的痕跡對過程沒有影響（圖5）。同樣地，注射高達每升2450毫克S的硫酸對硫化氫的去除無顯著效應（圖5）。后者與由楊和Allen [20]發(fā)現(xiàn)的結果一致，楊和Allen沒有看到硫酸在一個生物濾池直至孔隙水硫酸濃度高達每升15000毫克S時抑制作用。調查結果表明硫酸的積累，H2S生物降解的最終產物這一過程是不敏感的。硫酸鹽積累不靈敏是對于在一個比較大范圍的硫酸濃度存在的領域的實際應用是很有用的知識。 3.4 生物動力參數分析 正如圖2討論，在氣體速度為4000 和6000mh-1之間，外部傳質不被認為是顯著地限制，因此，在微分生物滴濾池一段時間內硫化氫的減少可以用來確定硫化氫生物降解速率對硫化氫的氣體濃度，從而獲得米歇里斯-門坦類型基址。在圖6（a）表明了結果和顯示硫化氫的速率消除恒定在約0.2克每立方米以上硫化氫，也就是說，150 ppm，而下跌的線性濃度低于這個水平，在這兩個區(qū)域之間幾乎沒有過渡。與在一個攪拌式反應器中硫化氫的消除作比較，通過從一個降解硫化氫的泡沫立方體中提取出來的懸浮的細菌。合理的比較是為了避免任何液相擴散阻力，當一批培養(yǎng)基液體是被攪拌得很均勻和細菌被細分散的時候。在液體培養(yǎng)基中硫化氫的去除率比在生物滴濾池中的低10倍，和速率出現(xiàn)遵循兩個不同的線性制度，這制度取決于H2S濃度轉變到約0.07克每立方米。低速率一個可能的解釋是在氣膜傳質系數是有區(qū)別的，在兩個系統(tǒng)之間，以及在氣液界面區(qū)（0.038平方米泡沫立方體和0.013平方米液體反應器），這氣液界面區(qū)可能限制硫化氫傳輸從被攪拌的液體反應器最上方空間。那個復雜的行為，以及決定這兩個生物反應器系統(tǒng)的生物動力參數之間被觀察到的差異，表明還需要進一步研究，以便在缺乏物質傳輸或擴散限制時確定內在生物動力參數。這將有助于模仿過程和優(yōu)化H2S的去除速率。 正如前面討論過，PH值是一個重要的參數，因為它影響著微生物學過程及硫化氫的酸堿基平衡。圖2中生物滴濾結果表明了對于不同的PH值硫化氫的去除有顯著的差異。因此，生物動力分析被實施用來確定在間歇式反應器不同的pH值硫化物的生物降解活性在每一個培養(yǎng)器如何被馴化，及用OUR衡量培養(yǎng)的活性與對于不同pH值不同生物滴濾池的性能作對比（圖7）。隨pH值由2至近中性，生物降解活性（取決于OUR所引起的硫化物）增加約5倍，表明，在本質上混合培養(yǎng)增長至近中性pH值更有效。通過DGGE（圖8）混合培養(yǎng)組成的進一步試驗顯示DNA帶模式有一些相似之處，但較大不同。被別人觀察的空間差異[ 21]可以被排除，因為所有的泡沫冰塊收集從進氣道的二十升源在不同pH值運作的生物滴濾池。因此，圖8中所描繪的該微生物群落的差異性是由于不同pH值下分化的細胞生長引起的。在不同的pH值進化的微生物群體的更詳細分析將是必要的，以確定圖8中該DNA帶展示的變化是那些硫化氫降解的有機體，還是那些次降解物 。然而，圖8結果與事實相一致，這事實是不同的硫化物氧化細菌有不同的優(yōu)化pH值增長[22]，以及最近那些人口數的一些變化可被預計。盡管，圖7和圖8的結果支持不同的細菌種群在近中性pH值下運作的生物滴濾池的較好性能具有可信賴的這一解釋。正如此前提到，從實地調查研究結果[23]表明，在低pH值運作會顯著地導致更好的硫化氫去除性能。這一矛盾建議，進一步研究是需要調和實驗室規(guī)模和領域的結果。 4 結論 在高性能生物滴濾器中，硫化氫和惡臭氣的生物處理仍然有大量的未知數。在這里所介紹和討論的類型的詳細的應用研究，更好地理解在生物滴濾器中污染物的傳輸和生物降解，以及確定適當手段盡可能地優(yōu)化性能。比如，外部的傳質可發(fā)揮一重要的作用這一發(fā)現(xiàn)沒有得到廣泛報道。在設計生物滴濾池，在生物滴濾器中污染物的傳質，以及傳質限制的程度最終可能激勵劇變，這是值得進一步調查。 參考文獻 [1] J.S. 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External mass transfer was limiting below air velocities of 3000–4000 mh-1, with possible other parameters such as biological kinetics or diffusion-controlled performance above 4000mh-1. The effect of the liquid trickling rate on H2S elimination was found to be nil at low gas velocity, and significant at high gas velocity, consistent with speculations on the wetting of the packing and the rate-limiting step at the conditions of the experiments. The effect of additions of various species of sulfur on H2S treatment was investigated. Sulfide negatively affected H2S removal, while sulfate and sulfite had no effect. Interestingly, traces of thiosulfate resulted in improved H2S removal rates. Cell activity assessed by oxygen-uptake rate determinations was the greatest at near neutral pH. Finally, biokinetic parameters for H2S elimination obtained in the differential biotrickling filter and in a batch suspended culture were compared. The rates in the differential biotrickling filter were much higher, indicating that the batch reactor was subject to mass transfer limitation, and illustrating that the biokinetic parameters determined in shake flask systems may not necessarily apply in biotrickling filters. Overall, the study highlights that a differential biotrickling filter is a useful tool for investigating the performance and limits of H2S biotrickling filtration, and that detailed studies help in understanding the mechanisms of pollutant removal in biotrickling filters. ? 2005 Elsevier B.V. All rights reserved. Keywords：Biotrickling filter， H2S degrading，Biokinetic parameters 1. Introduction Emission of objectionable odors is a major problem for wastewater treatment and other processing facilities. Biological treatment is an established alternative to conventional odor control methods [1,2], but until recently biotreatment always required significantly larger reactor volumes than chemical scrubbers. In 2001, five full-scale chemical scrubbers were converted to biotrickling filters at the Orange County Sanitation District (OCSD) and have since been operated at gas contact times ranging from 1.6 to 4 s, which are similar to contact times for chemical scrubbers [3]. Even at very short contact times, H2S removal was in excess of 97% for inlet H2S concentrations as high as 30–50 ppmv. The corresponding volumetric elimination rates of H2S are 95–105 g H2S m-3h-1. Compared with other biofilters or biotrickling filters treating concentrations of H2S in the range of 50 ppmv or less, the elimination rate is large [1,4]. Possible explanations for the unusually high performance observed at OCSD are the high pollutant mass transfer rate due to the large surface area of the packing, an extremely high gas linear velocity (1.8ms-1or 6500mh-1) and optimum operating conditions (nutrients, pH, CO2). The unconventional conditions of the biotrickling filters at OCSD suggest that study of the limits of H2S-degrading biotrickling filters can lead to a better understanding of the process, and to optimization of their performance.In particular, mass transfer and H2S biodegradation kinetics in high performance biotrickling filters require further definition. Hence, the present study focused on the effects of selected parameters on the performance of H2S -degrading biotrickling filters. A differential biotrickling filter described earlier [4] was used for these experiments. During biotreatment, H2S is oxidized by bacteria to SO42-. H2S or its ionic forms HS? or S2? are used as energy source by litho-autotrophic bacteria, which require carbon dioxide or dissolved carbonate as a carbon source. There are several possible intermediate sulfur species such as S0, S2O32? and SO32? that may be produced during the oxidation process [5]. Their production depends on the H2S loading, pH, bacteria, oxygen concentration and temperature[5–8], however, little is known about the biokinetic factors and possible inhibitions that govern the conversion of H2S to its end-product. A better definition of these relationships could help in understanding the limits of the process. Also, in industry, conditions may result in a sudden excess amount of one or more of the intermediate sulfur species which is expected to affect treatment performance, but again little is known about the response of biotrickling filters to such exposure.The impact of the various sulfur species is expected to vary depending on the rate-limiting step of the process, therefore, studies on the effect of sulfur species on biotreatment should be closely linked with mass transfer studies. Thus, the objectives of this study were (1) to determine the effect of gas velocity on the performance of a H2S-degrading biotrickling filter using a differential biotrickling filter; (2) to determine the effect of operational parameters and a sudden increase of selected sulfur species on the performance of a H2S biotrickling filter at low and high gas velocities;(3) to determine biokinetic parameters in a biotrickling filter and compare them to those obtained in a batch stirred-tank bioreactor. 2. Materials and methods 2.1. Differential biotrickling filter equipment and operation A small differential biotrickling filter was used in this study. It was filled with a single cube (4 cm×4 cm×4 cm) of open-pore polyurethane foam packing (EDT, Eckental, Germany) identical to the packing used in the field study at the Orange County Sanitation District. The foam cube placed in the differential biotrickling filter was taken from a conventional biotrickling filter (see below) operated in a laboratory with H2S as the sole pollutant, hence, the foam cube had an already established active biofilm of H2S-oxidizing