有关屠宰废水的外文翻译

理工学院

毕业设计外文资料翻译

专 业： 给排水L112班 姓 名： 张洵之 学 号： 11L0403215 外文出处：Cherical Engineering Research and

Design (2011)1136-1143

附 件： 1.外文资料翻译译文；2.外文原文。

指导教师评语 所选外文文献与课题基本相关，译文专业术语翻译较准确，语句通顺，表述较清楚，体现了较高的专业外语水平，译文质量良好。 签名: 刘艳芳

2015年 5 月1 日 用厌氧折流板反应器和UV / H2O2组合工艺处理屠宰废水

摘要：在一个实验室规模下的生物厌氧折流板反应器（ABR）和UV／H2O2

组合工艺对模拟屠宰废水进行了研究。在这项研究中，所用总有机碳TOC的负荷为0.2–1.1 g/(L天)。结果表明，组合工艺处理模拟屠宰废水具有较高的效率。对于在ABR与UV光催化反应器中的水力停留时间分别为3.8天与3.6小时且进水浓度为973.3mgTOC/L的污水，其TOC去除率高达95%。同时，对于同一进水浓度在ABR中观察到COD与CBOD5的去除率分别高达97.7%与96.6%。相比较而言，对于浓度为157.6mgTOC/L的进水,单独用UV／H2O2工艺与TOC的负荷为0.06-1.9g/(L小时)也进行了研究，在此次研究中，在浓度为529mg/L的双氧水中的水力停留时间为2.5小时，TOC、COD、BOD5的去除率分别高达.3%、83.7%和84.3%的数据被观察到。结果发现，单独的ABR和UV/H2O2工艺流程，通过增加CBOD5/COD比率由0.4到0.6来提高被处理污水的可生化性。在UV/H2O2中一个最佳的H2O2用量3.5（mgH2O2）/（mg TOC / H）也被发现。

关键词：综合屠宰废水；厌氧折流板反应器（ABR）；UV／H2O2／COD；TOC；CBOD5；高级氧化技术；组合工艺

1. 引言

屠宰废水是一种典型的有机废水含有高浓度的生化需氧量（BOD， 151–200kg/l)、化学需氧量（COD，385kg/l）、氮、致病性病毒和细菌,寄生虫卵。例如，魁北克和安大略湖的屠宰场污水含有2.333–8.627 kg / L的COD以及 0.736–2.099kg/l的悬浮固体（SS）。这些特点使屠宰废水具有非常容易造成污染的特性。因此，屠宰废水在其排放到受纳水体前必须经过处理，消除它对环境及人体健康的影响。

虽然用物理，化学，生物过程来处理屠宰废水，由于其相对的可生物降解的特性（BOD / COD＞0.4），生物过程对其处理来说是足够的。建议厌氧和有氧过程组合中最小化直接有氧过程的总成本，因为它需要过度通气和污泥处置成本由

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于其高COD水平。一些生物配置，如厌氧批式反应器，溶气气浮（DAF）–上流式厌氧污泥床（UASB），UASB，UASB–凝固–絮凝，厌氧固定膜反应器，膜生物反应器，好氧厌氧–固定膜反应器，测序批式好氧反应器（SBR）和厌氧序批式反应器厌氧–固定床硝化反应器最近进行了研究。虽然在处理屠宰污水上好氧工艺是可靠的，他们仍然表现出一定的潜力，如高浓度的COD，BOD5，总氮（TN）的问题，和处理后的污水中病原体。但他们的高能耗、高污泥曝气生产也了好氧处理工艺，因此，一种排入受纳水体前充分处理屠宰废水新的组合工艺是必要的。

UV/H2O2工艺，应用最广泛的一种先进氧化过程（AOPs），是一种有效的工业废水处理技术。在UV/H2O2降解和解毒污染物的过程依赖于高活性的物种，羟基自由基(•OH)。UV/H2O2过程具有大范围的适用性，提高污染物的降解，加速氧化速度，潜力巨大和彻底消毒矿化废水中污染物的优势。UV/H2O2过程发现可成功应用在各种废水处理系统如纺织染料（活性黄2）废水（15mm最佳H2O2浓度），莠去津（99%降解废水中少于15分钟），直链烷基苯磺酸盐（LAS）废水（5000 mg / L的最佳H2O2浓度），LAS废水的中试装置反应器（720mg/l的最佳H2O2浓度），并含有C.I.直接蓝199棉印染废水（在2小时的TOC去除率80%）。

本研究采用厌氧折流板反应器组合工艺（ABR）和UV/H2O2光化学反应器在实验室规模的合成屠宰废水处理。结果表明，组合工艺具有比单个过程的处理效率更高。还研究了处理污水的生物降解性，UV/H2O2过程的最佳H2O2用量。

2. 材料和方法

2.1. 材料

每个实验进行前准备是同一种模拟屠宰废水。模拟屠宰废水均匀的从进料罐通过循环泵并通过蠕动泵连续进入ABR反应器。原料综合屠宰废水包括（mg/l蒸馏水）商业肉类提取物粉末（该实验室肉汁l0029，Oxoid公司）；甘油（甘油），200；氯化铵（NH4Cl），360；氯化钠（NaCl），50；磷酸氢钾（KH2PO4），30；氯化钙（氯化钙），24；和硫酸镁（MgSO4•7H2O），7.5。原料综合屠宰废水的特点如表1所示。屠宰场废水的BOD/COD比值比0.40–0.53，未经处理的原废水

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的CBOD5 /化学需氧量的比例约为0.44–0.54，这表明合成废水的较为可以生物降解。废水的COD、TOC的比例约为2.2–2.4。过氧化氢溶液（30%（w/w）；EMD化学品，Inc.）为1110 g / L的密度用UV/H2O2过程。该操作中使用的合成废水的浓度为156～973.3mg TOC/L。

2.2. 实验设置和程序

合并过程分为两个阶段：采用厌氧折流板反应器的生物过程（ABR）和UV/H2O2工艺。考虑到合成的屠宰废水的相对高的生物降解性，ABR是放在紫外线光。ABR由5个等体积的车厢与个人顶空进样。每个室又分为两个小房间（分别为2和8cm宽，45）的倾斜边缘挡板◦导致污水下流和上流，每个车厢内提供有效的混合和接触时间的废水与生物量之间。在所有舱室没有额外的混料被提供。ABR的总工作容积为33.7 L（长度，宽度，和高度，分别为50，15，和50cm）污水取样口位于每个40cm隔室和4厘米底部的倾斜边缘挡板的一侧，而污泥取样口位于每个10cm隔室和4厘米底部的倾斜侧边挡板。

UV光反应器（西门子，sl-1s）有1.35升的总工作容积（8厘米外径和34厘米长）。紫外灯（输出功率：6W，波长：254 nm，直径：2.5厘米）由石英套管插入的圆筒形反应器中心。对ABR和UV/H2O2光反应器组合工艺的示意图如图1所示。

图1

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流量为6.2，10.5，13.5，和27.6ml/min，相应的水力停留时间（水力停留时间）为3.8，2.2，1.7，（在ABR）0.9天和3.6，2.2，1.7，和0.8H（在紫外光反应器）分别进行实验。TOC加载率和入渗浓度范围从0.2到1.1 g /(左)和671.0 - -973.3 mg / L,分别在整个操作的过程。过氧化氢溶液在0.6ml/min增加废水的主要流量，其在紫外光光催化反应器的入口效应被忽视。

驯化的污泥种子后，组合工艺连续运行在室温下总在不同水力停留时间62天（21.2–25.5◦C）。在水力停留时间为0.9至3.8天。为了获得一个稳定状态改变到另一个流量后，系统可以运行在任何采样测量几天。

解氧浓度（DO）的ABR反应器中的整个操作过程中有0.5例–1.6 mg/L范围内，表明ABR在低DO条件下操作，这可能会导致的兼性厌氧或好氧微生物的生长。根据卡西迪贝利斯报告（2005），硝化和反硝化是有限的溶氧浓度在0.5以上，低于3mg/l；因此，在ABR中没有观察到的硝化和反硝化。这是通过对总氮（＜10%）变化的观测表明在整个实验期间。进水pH和在1-5的处理后的废水的均在6.4-7.5和6.3-7.0的范围，ABR处理后的pH值略有下降，这可能是由于在低DO条件下由兼性微生物产生的挥发性脂肪酸的生产。

相比较而言，单独的UV/H2O2工艺是在不同的水力停留时间为0.5，1，1.5的操作，分别为2和2.5，H，在室温（22.4–24.7 ◦C）。两H2O2浓度，529和1371 mg／L，采用的每个HRT。在UV/H2O2工艺单的整个操作，TOC负荷率和进水浓度分别为0.06～1.9克/（L H）156–968.4mg/l。无光实验进行了调查，每个HRT有机化合物在紫外光催化反应器壁吸附。结果表明，对TOC和TN被黑暗条件下降低不超过5％，因此，吸附的紫外线光反应壁上的影响是微不足道的。在UV光反应的流出物的温度升高到30.2◦C这是由于产热的直接UV照射。进水pH和那些在UV反应器出水pH分别在6- 6.2和4.6- 4.8（2.5h后处理），这可能是由于通过UV／H2O2二氧化碳和有机酸氧化生产。

2.3. 分析技术

通过TOC燃烧分析仪测定TOC和TN。 COD，TSS，VSS，CBOD5，离心样品，按标准方法分析。溶解氧（DO），pH值，和系统的温度进行测量，每天由溶解氧测定仪和pH计测定。

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3. 结果与讨论

3.1. TOC去除率

ABR隔间中TOC浓度的变化随着时间的推移,在整个操作后,活性污泥驯化图2所示。如该图所示，在ABR处理是在每个HRT一个合理的稳态状况。据观察，前两个隔室的ABR显示的TOC浓度高于隔间的其余部分更高的波动，这表明前两个隔室比其他更活跃。这也是通过观察HRT对在合并过程中不同的ABR室TOC去除率的影响如图3所示确认。如图3，去除TOC是显著高于通过延长停留时间，其中所述大部分TOC去除率降解中的前两个隔室。在第二室，结束时TOC含量42.9%，78.3%，86.2%，和87.8%，在0.9，1.7，2.2和3.8天的水力停留时间下，而最后的TOC去除率分别达到59.4%，83.5%，87.9%，和.9%。这表明整个ABR体积不使用其全部容量和基板在其他三个ABR室驱动力较低。

不同的过氧化氢浓度分别为每个HRT在UV/H2O2工艺的组合工艺。它是观察到的是TOC的下降是与增加第一和然后增加过氧化氢浓度，这是个事实，被H2O2氧化剂的行为是在AS和一羟基基剂。一个最佳的H2O2浓度被发现导致在一个最小的TOC。它也被观察到，这些最佳的H2O2浓度增加，延长停留时间，这意味着更多的H2O2用于实现较高的TOC减少。UV/H2O2过程提供一个额外的TOC去除率（50.8%）与一个最佳的过氧化氢浓度为1371mg/l在UV/H2O2光化学反应器的HRT3.6h。因此，观察到的是95%到6.2ml/min的流速为整体最大的TOC去除效率在合并过程。得出的结论是，组合工艺对TOC的减少具有较高处理能力，其中UV/H2O2工艺提高了TOC的去除。相对的，只有在不同的过氧化氢浓度对独自在UV/H2O2工艺TOC去除效率的影响如图4所示。这个数字表明，（1）较长的HRT，去除效率较高的TOC，（2）较高的过氧化氢浓度（1371 mg/L），观察更多的TOC去除率，和（3）较低的TOC的入口浓度，较高的TOC去除效率。观察到最高的TOC去除率（.3%）在UV/H2O2 2.5h HRT，1371 mg／L的H2O2浓度。结果表明，UV/H2O2工艺就可能是适当的治疗与低浓度的有机化合物。TOC的主要结果以及COD，并在这两个进程CBOD5总结在表2。

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图2 图3

图4

图5 图6

3.2. 除COD和CBOD5

在ABR的水力停留时间内COD去除效率的影响和CBOD5在图中示出见图5和6。这些数字表明，有一个显着降低第一二室COD和CBOD5的去除效率。

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同时较低的流速，更减少了COD和CBOD5。COD和CBOD5最大的去除效率分别高达97.7%和96.6%，水力停留时间分别在3.8天。这些结果还表明，COD的降低明显影响ABR CBOD5的去除率。相比较而言，COD最大去除效率和CBOD5分别高达83.7%和84.3%。据观察，在较长的水力停留时间下更多的COD和CBOD5在这些过程中下降，如图7所示。

图7 图8

3.3. 去除率

在合并过程的合成废水TN出水剖面图见图8（A）和（B）。结果表明，组合工艺的TN浓度无明显变化（不超过6%的变化）。同样的，那些还没有显着的变化（不大于5%的变化）在UV/H2O2工艺中，如图9。结果表明，组合工艺和UV/H2O2工艺无法从废水中有效去除TN。根据标准水平（不大于10 MGN / L）推荐在加拿大联邦设施的废水处理（加拿大惩教处，2003），不仅从组合工艺的TN出水也只有UV/H2O2工艺没有达到标准，将不允许排入受纳水体。同时，没有证据表明有机氮转化成氨（在UV/H2O2过程的pH值下降）。然而，结果表明，在较低的流速（6.2ml/min领先在UV/H2O2光化学反应器）较长的HRT 3.6h在合并过程可能对TN的去除影响较大。

图9

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3.4. OD5 / COD与COD、TOC的比例

通常，最后剩下的有机化合物在生物过程中是不可生物降解的问题，导致在一个较低的可生物降解的废水比进水，在0.9天的水力停留时间为明显。然而，据观察，在ABR的增加从0.4到0.6在3.8天HRT CBOD5 / COD处理污水的比例，这可能归因于复杂的难降解有机物的好氧降解物击穿实验条件下。因此，ABR处理后出水的生物降解性会增强，在一个较长的HRT。样，在UV/H2O2工艺单独处理后，CBOD5 / COD的污水处理率由0.4提高到0.6在2.5h和529 mg / L的过氧化氢浓度的雌激素，这可能归因于更复杂的难降解有机化合物的过氧化氢的氧化需氧降解化合物的紫外/ H2O2处理下。表明，UV/H2O2工艺可以提高处理污水的可生化性。

同时，ABR处理后，在3.8和0.9天HRT的COD、TOC的比例分别下降至0.5和2从2.4和2.2在3.8和0.9天HRT的COD、TOC的比例。同样的，这比通过单独的UV/H2O2工艺处理从2.3减少到0.6 。这些结果表明，这两个过程可以有效地去除在合成屠宰废水的有机化合物，这是由于没有一个TOC减少或增加有机碳的有机化合物中碳的氧化状态的完全还原。

3.5. 量的UV／H2O2氧化过程

基于在合并H2O2浓度和UV/H2O2过程中，用TOC的进水浓度和HRT H2O2浓度质量比，图10所示。如图所示，3.5个最佳剂量（mgH2O2）/（mgtocin H）被发现的结果中的最大的TOC去除率（.3%）。为了验证这一最佳值，在3.8，2.2个不同的实验，1.7天被反映在UV/H2O2工艺单。有关H2O2浓度计算分别为1250，880，和7mgH2O2／L。结果表明，TOC去除率（%，63.5%，and60.1 %）这三种试验均高于以前的实验中观察到（50.8%，46%，和26.4%）在3.8，2.2和1.7天。这些结果与以前的实验结果一致。

图10

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4. 结论

UV／H2O2通过测量进水和出水浓度的TOC，COD的研究光和UV/H2O2以及在各种不同的CBOD5工艺单独的组合工艺的性能良好，。结果从这项研究：

（1）1ABR和UV/H2O2光在实验室合成的屠宰废水的组合工艺表现出较高的处理效率。

（2）CBOD5达到.9%，97.7%，和96.6%时，进水TOC浓度最大的TOC，COD去除率分别在ABR室3.8天HRT 973.3 mg/L。

（3）TOC最大的去除率达95%的组合工艺相似的浓度及HRT，.3%，在水力停留时间为2.5h时1371 mg／L的H2O2浓度为157.6 mg / L进水TOC浓度仅在UV/H2O2。

（4）ABR和UV/H2O2工艺单

（5）增加CBOD5 / COD比值（0.4–0.6）在ABR在3.8天和UV/H2O2工艺仅在2.5小时HRT HRT的发现，表明经处理后的污水可生化性提高了。

（6）一个最佳的H2O2用量为3.5（mgH2O2）/（mgTOCin H）。 参考文献：

APHA (American Public Health Associate), 1998. StandardMethods for the Examination of Water and Wastewater, 20thedition. American Water Works Association, WaterEnvironment Federation, New York.

Aye, T., Anderson, W.A., Mehrvar, M., 2003. Photocatalytictreatment of cibacron brilliant yellow 3G-P (reactive yellow 2textile dye). J. Environ. Sci. Health A 38 (9), 1903–1914.

Aye, T., Mehrvar, M., Anderson, W.A., 2004. Effects ofphotocatalysis on the biodegradability of cibacron brilliantyellow 3G-P (reactive yellow 2). J. Environ. Sci. Health A. 39 (1),113–126. Beltrán, F.J., Ovejero, G., Acedo, B., 1993. Oxidation of atrazine inwater by ultraviolet radiation combined with hydrogenperoxide. Water Res. 27, 1013–1021.

Bull, M.A., Sterritt, R.M., Lester, J.N., 1982. The treatment ofwastewaters from the meat industry: a review. Environ.Technol. Let. 3, 117–126.

Cassidy, D.P., Beliz, E., 2005. Nitrogen and phosphorus removalfrom an abattoir wastewater in a SBR with aerobic granularsludge. Water Res. 39, 4817–4823.

Correctional Service Canada., 2003. Environmental Guidelines:Management of Wastewater Treatment Systems (EG 318-6).Available from

http://www.cscscc.gc.ca/text/plcy/cdshtm/318-gl6-cd-eng.shtml (accessed12.10.07).

De Morais, J.L., Zamora, P.P., 2005. Use of advanced oxidation processes to improve the biodegradability of mature landfill leachates. J. Hazard. Mater. B123, 181–186.

9

Del Pozo, R., Diez, V., 2005. Integrated anaerobic-aerobic fixed-film reactor for slaughterhouse wastewater treatment. Water Res. 39, 1114–1122. Del Pozo, R., Diez, V., Beltrán, S., 2000. Anaerobic pre-treatment of slaughterhouse wastewater using fixed-film reactors.Bioresour. Technol. 71, 143–149.

Del Pozo, R., Tas, D.O., Dulkadiroglu, H., Orhon, D., Diez, V., 2003.

Biodegradability of slaughterhouse wastewater with high blood content under anaerobic and aerobic conditions. J.Chem. Technol. Biotechnol. 78 (4), 384–391. Edalatmanesh, M., Mehrvar, M., Dhib, R., 2008. Optimization of phenol degradation in a combined photochemical–biological wastewater treatment system. Chem. Eng. Res. Des. 86 (11), 1243–1252.

Fang, L., 2008, Environmental effects of the beef industry. Agricultural and Natural Resource Economics Discussion Paper 4/00.

Fuchs, W., Binder, H., Mavrias, G., Braun, R., 2003. Anaerobic treatment of wastewater with high organic content using a stirred tank reactor coupled with a membrane filtration unit. Water Res. 37, 902–908.

Glaze, W.H., 1987. Drinking-water treatment with ozone. Environ.Sci. Technol. 21, 224–230. Haan, C., Steinfeld, H., Blackburn, H., 1996. Livestock & the Environment, Chapter 5: Beyond production systems,Processing of livestock products. United Kingdom. Available from: http://www.fao.org/AG/aga/lspa/LXEHTML/tech/ch5d.htm (accessed 25.10.07). Kobya, M., Senturk, E., Bayramoglu, M., 2006. Treatment of poultry slaughterhouse wastewaters by electrocoagulation. J. Hazard. Mater. 133 (1–3), 172–176.

Kusc, ?.S., Sponza, D.T., 2006. Treatment efficiencies of a sequential anaerobic baffled reactor (ABR)/completely stirred tank reactor (CSTR) system at increasing p-nitrophenol and COD loading rates. Process Biochem. 41, 1484–1492.

Manjunath, N.T., Mehrotra, I., Mathur, R.P., 2000. Treatment of wastewater from slaughterhouse by DAF-UASB system. Water Res. 34 (6), 1930–1936. Massé, D.I., Masse, L., 2000. Characterization of wastewater from hog slaughterhouses in eastern Canada and evaluation of their in-plant wastewater treatment systems. Can. Agric. Eng.42 (3), 139–146.

Mehrvar, M., Anderson,W.A., Moo-Young, M., 2001. Photocatalytic degradation of aqueous organic solvents in the presence of hydroxyl radical scavengers. Int. J. Photoenergy 3 (4), 187–191.

Merzouki, M., Bernet, N., Delgenès, J.P., Benlemlih, M., 2005. Effect of prefermentation on denitrifying phosphorus removal in slaughterhouse wastewater. Bioresource Technol. 96,1322–1371.

Miranda, L.A.S., Henriques, J.A.P., Monteggia, L.O., 2005. A full-scale UASB reactor for

treatment of pig and cattle slaughterhouse wastewater with a high oil and grease content. Braz. J. Chem. Eng. 22 (4), 601–610.

Mohajerani, M., Mehrvar, M., Ein-Mozaffari, F., 2009. An overview of the integration of advanced oxidation technologies and other processes for wastewater treatment. Int. J. Eng. 3 (2),120–146.

10

Salminen, E., Rintala, J., 2002. Anaerobic digestion of organic solid poultry slaughterhouse waste – a review. Bioresour. Technol.83, 13–26. Shu, H.Y., 2006. Degradation of dyehouse effluent containing C.I. Direct Blue 199 by processes of ozonation, UV/H2O2 and in

sequence of ozonation with UV/H2O2. J. Hazard. Mater. B133,92–98. Stefan, M.I., Hoy, A.R., Bolton, J.R., 1996. Kinetics and mechanism of the degradation and mineralization of acetone in dilute aqueous solution sensitized by the UV photolysis of hydrogen peroxide. Environ. Sci. Technol. 30, 2382–2390.

Stephenson, T., Lester, J.N., 1986. Evaluation of startup andoperation of four anaerobic processes treating a syntheticmeat waste. Biotechnol. Bioeng. 28 (3),372–380.

Tabrizi, G.B., Mehrvar, M., 2004. Integration of advanced oxidationtechnologies and biological processes: recent developments,trends, and advances. J. Environ. Sci. Health A 39 (11/12),3029–3081.

Tabrizi, G.B., Mehrvar, M., 2006. Pilot-plant study for thephotochemical treatment of aqueous linear alkylbenzenesulfonate. Sep. Purif. Technol. 49 (2), 115–121.

Toor, R., Mohseni, M., 2007. UV-H2O2 based AOP and its integration with biological activated carbon treatment for DBP

reduction in drinking water. Chemosphere 66 (11), 2087–2095.

Torkian, A., Eqbali, A., Hashemian, S.J., 2003. The effect of organic loading rate on the

performance of UASB reactor treating slaughterhouse effluent. Resources. Conserv. Recycling 40,1–11.

Tritt, W.P., Schuchardt, F., 1992. Materials flow and possibilities of treating liquid and solid

wastes from slaughterhouses inGermany. Bioresour. Technol. 41, 235–245. Uyanik, S., Sallis, P.J., Anderson, G.K., 2002.

The effect of polymeraddition on granulation in an anaerobic baffled reactor (ABR). Part I: process performance. Water Res. 36, 933–943.

Venhuis, S.H., Mehrvar, M., 2005. Photolytic treatment of aqueouslinear alkylbenzene sulfonate. J. Environ. Sci. Health A 40 (9),1731–1739.

Zhou, H., Smith, D.W., 2002. Advanced technologies in water andwastewater treatment. J. Environ. Eng. Sci. 1, 247–2

11