廢水中磷的處理方法范文

導(dǎo)語(yǔ)：如何才能寫好一篇廢水中磷的處理方法，這就需要搜集整理更多的資料和文獻(xiàn)，歡迎閱讀由公務(wù)員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

關(guān)鍵字：有機(jī)磷廢水 MAP 微電解

中圖分類號(hào)： TE08 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼： A

前言

目前國(guó)內(nèi)有400多家農(nóng)藥生產(chǎn)廠家，生產(chǎn)200多種農(nóng)藥，年產(chǎn)量近30萬(wàn)t其中80%是有機(jī)磷農(nóng)藥[l]。有機(jī)磷農(nóng)藥在防治農(nóng)業(yè)病蟲(chóng)害方面具有高效、經(jīng)濟(jì)、方便和廣譜等優(yōu)點(diǎn)，但長(zhǎng)期大規(guī)模生產(chǎn)和使用，對(duì)環(huán)境特別是水體造成了嚴(yán)重污染，這己經(jīng)成為嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題。

有機(jī)磷農(nóng)藥廢水的處理方法大多用生物法，即以細(xì)菌或真菌為降解媒介，但由于這些廢水具有濃度高、毒性高和含鹽量高等特點(diǎn)，對(duì)微生物具有毒害作用，故直接使用生物法難以達(dá)標(biāo)處理。現(xiàn)在還沒(méi)有有效的有機(jī)磷農(nóng)藥廢水預(yù)處理方法，國(guó)內(nèi)普遍采用清水稀釋數(shù)倍后再用生化法處理，稀釋倍數(shù)有的高達(dá)20-40倍。這種方法不但加重了生化處理裝置的負(fù)荷，浪費(fèi)水資源，還同時(shí)增加了水費(fèi)、排污費(fèi)和處理費(fèi)用。在此背景下，研究探索農(nóng)藥廢水的預(yù)處理技術(shù)已成為一個(gè)迫切的研究課題[2-5]。

本文以安徽菱化實(shí)業(yè)股份有限公司有機(jī)磷農(nóng)藥廢水為例，研究了兩種不同工藝（堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝）對(duì)有機(jī)磷農(nóng)藥廢水預(yù)處理的效果，為我國(guó)有機(jī)磷農(nóng)藥廢水預(yù)處理工藝的選擇提供依據(jù)。

2實(shí)驗(yàn)料與方法

2.1實(shí)驗(yàn)用廢水

實(shí)驗(yàn)用廢水為安徽菱化精細(xì)化工有限公司年產(chǎn)2萬(wàn)噸雙甘膦、1萬(wàn)噸亞磷酸二甲酯項(xiàng)目的污水。

2.2實(shí)驗(yàn)方法

（1）堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝（MAP）實(shí)驗(yàn)流程圖如圖1所示。

廢水

（經(jīng)調(diào)pH）

出水

圖1 堿性水解+MAP工藝小試裝置流程圖

（2） 微電解工藝試驗(yàn)流程如圖2所示。

（經(jīng)調(diào)pH）

出水

圖2 微電解工藝小試裝置流程圖

2.2.1堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝

加堿水解：加氫氧化鈉調(diào)pH至10；

加熱反應(yīng)：加熱溶液至70℃；

MAP：按0.004mol/L（據(jù)研究效果最好）濃度加入MgCl2,攪拌均勻；

沉淀：沉淀兩小時(shí)，出水。

2.2.2微電解工藝

(1)鐵屑的預(yù)處理

用3.3%的硫酸進(jìn)行酸活化，活化的時(shí)間根據(jù)鐵屑表面覆蓋誘層的厚度及反應(yīng)過(guò)程中鐵屑被腐蝕的程度而定，一般在30-60min。

（2）活性炭的預(yù)處理

將活性炭用待測(cè)廢水浸泡24h，使之吸附飽和。然后洗凈表面殘留液，晾干，稱重。

（3）微電解反應(yīng)柱的填裝

將預(yù)處理之后的鐵屑與活性炭按照一定的比例（1：1）混合均勻后，放入微電解反應(yīng)柱中。鐵炭微電解反應(yīng)柱采用一根直徑為80mm，柱高為75Omm的PVC柱。

(4)微電解實(shí)驗(yàn)過(guò)程：廢水在微電解塔中停留時(shí)間1小時(shí)，曝氣量為0.20m3/L，每20min回流一次。

后處理：容器容積5L，用固體氧化鈣調(diào)pH至8，停留2.5-3小時(shí)，使其充分反應(yīng)，去上清液出水。

2.3 分析方法

實(shí)驗(yàn)各指標(biāo)分析方法如表2。

表2 實(shí)驗(yàn)各指標(biāo)分析方法

項(xiàng)目 分析方法 方法來(lái)源

pH 玻璃電極法 GB 6920－86

化學(xué)需氧量 重鉻酸鹽法 CB 11914－89

氨氮 納氏試劑比色法 GB7479－87

總磷 鉬酸銨分光光度法 GB11893－89

3結(jié)果與分析

3.1兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水COD的去除效果

實(shí)驗(yàn)運(yùn)行8天，兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中COD的去處效果比較，如圖3所示：

圖3 兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水COD去除率的比較

從圖3分析可得，有機(jī)磷廢水經(jīng)堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預(yù)處理后出水COD平均去除率為44.90%。有機(jī)磷廢水經(jīng)微電解工藝預(yù)處理后COD平均去除率為63.67%。可見(jiàn)微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中COD的去除效果比堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝好。

3.2兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水總磷的去除效果

兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中總磷的去處效果比較，如圖4所示：

圖4兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水總磷去除率的比較

從圖4分析可得，有機(jī)磷廢水經(jīng)堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預(yù)處理后總磷平均去除率為35.39%；有機(jī)磷廢水經(jīng)微電解工藝預(yù)處理后總磷平均去除率為52.06%。可見(jiàn)微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中總磷的去除效果比堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝好。

3.3兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水氨氮的去除效果分析

兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中氨氮的去除結(jié)果如圖5所示：

圖5兩種工藝對(duì)有機(jī)磷廢水氨氮去除率的比較

從圖5分析可得，有機(jī)磷廢水經(jīng)堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預(yù)處理后出水氨氮平均去除率為59.67%；有機(jī)磷廢水經(jīng)微電解工藝預(yù)處理后出水氨氮平均去除率為17.31%。可見(jiàn)堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中氨氮的去除效果微電解工藝比好。

從圖3、4、5分析可知，廢水經(jīng)堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝處理后出水水質(zhì)不是很穩(wěn)定，原因可能是反應(yīng)產(chǎn)物為絮狀沉淀物，難以沉淀完全；微電解工藝處理廢水時(shí)后一天出水水質(zhì)比前一天差，原因可能是隨著反應(yīng)進(jìn)行，填料會(huì)慢慢板結(jié)或堵塞，造成處理效果下降，故每?jī)商烨逑刺盍弦淮巍?/p>

4 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)采用堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水進(jìn)行預(yù)處理，得到如下結(jié)論：

（1）微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中的COD去除率較高，為63.67%，而堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對(duì)COD 的去除率較低，為44.90%。從去除COD的角度分析，建議選擇微電解工藝。

（2）微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中的總磷去除率較高，為52.06%，而堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對(duì)總磷的去除率較低，為35.39%。從去除總磷的角度分析，建議選擇微電解工藝。

（3）堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對(duì)有機(jī)磷廢水中的氨氮去除率較高，為59.67%，而微電解工藝對(duì)總磷的去除率較低，為17.31%。從去除氨氮的角度分析，建議選擇堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝。

綜上所述，堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝對(duì)有機(jī)磷廢水的預(yù)處理效果各有千秋。堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對(duì)氨氮的去除效果比較好；微電解工藝對(duì)COD及總磷的去除效果更好。本次實(shí)驗(yàn)所用廢水中COD及總磷含量較高，故建議選擇微電解工藝。

參考文獻(xiàn)：

[1] 楊新萍，王世和．混凝法處理有機(jī)氯農(nóng)藥廢水的研究[J]，環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2004，27(4):12-16

[2] Stratful I．Scrimshaw M D．Lester J N．Conditions influencing the precipitation of magnesium ammonium phosphate[J]．Water research，2001，35(17)：4191-4199

[3] 張煥禎，沈洪艷，李淑芳，等．鐵屑還原-混凝法處理石油精制廢堿液酸化廢水試驗(yàn)研究[P]，南京東南大學(xué):全國(guó)第四屆水處理大會(huì)論文集，2002，4:100-105

篇2

[關(guān)鍵詞]磷霉素鈉；制藥廢水；電化學(xué)處理

中圖分類號(hào)：U284.2 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：1009-914X（2016）01-0362-01

某制藥廠合成磷霉素鈉的生產(chǎn)工藝相對(duì)比較復(fù)雜，同時(shí)原材料和生產(chǎn)過(guò)程中所引入的物質(zhì)及反應(yīng)中所產(chǎn)生的中間物質(zhì)的種類也相對(duì)比較多，在對(duì)物質(zhì)進(jìn)行分離和提純的過(guò)程中也會(huì)融入一些有機(jī)溶劑，這樣一來(lái)也就使得生產(chǎn)的過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生非常多的廢水，水中所含雜質(zhì)復(fù)雜性較高，因此廢水當(dāng)中的毒性較大，可生化性也不強(qiáng)，對(duì)其處理的過(guò)程中有物化法、生化法等，在這些方法當(dāng)中，生化法處理的細(xì)菌很難大量的培養(yǎng)，同時(shí)處理的過(guò)程中也不會(huì)產(chǎn)生較大的負(fù)荷，可以有效的減少水中的有機(jī)物，對(duì)有機(jī)磷作用非常明顯，這樣也就降低了廢水中的毒性，確保后續(xù)生化處理工藝得以順利的操作。

1、試驗(yàn)

1.1裝置

試驗(yàn)裝置主要有直流電源、電極、反應(yīng)器主體和磁力加熱攪拌器構(gòu)成，反應(yīng)器內(nèi)的溶劑為500ml，其工作的電流主要是直流穩(wěn)壓電源供給，陽(yáng)極是10cmx6cm的肽網(wǎng)電極和涂層電極，使用磁力加熱攪拌器完成液體攪拌流程，在調(diào)節(jié)PH值的過(guò)程中主要采用的試劑是濃硫酸，同時(shí)在這一過(guò)程中還要使用專業(yè)的PH測(cè)試計(jì)對(duì)其進(jìn)行檢測(cè)。

1.2 方法

取500mL磷霉素鈉制藥廢水于反應(yīng)器中，加入適量支持電解質(zhì)（NaCl），并攪拌溶解，加入電極進(jìn)行試驗(yàn)，分別改變反應(yīng)溫度、電解質(zhì)濃度、溶液初始pH和電流等參數(shù)，定時(shí)取樣，分析測(cè)定廢水中CODCr，總磷（TP），磷酸鹽（PO43--P）的含量，總磷與磷酸鹽的質(zhì)量差即為有機(jī)磷的含量，按式（1）計(jì)算不同時(shí)間內(nèi)CODCr和有機(jī)磷的去除率（η）：

η=（1-CtC0）×100%（1）

其中，C0為廢水中CODCr和有機(jī)磷初始濃度，mgL；Ct為t時(shí)刻廢水中CODCr和有機(jī)磷濃度，mgL。

2、結(jié)果

2.1影響因素

2.1.1溫度

磷霉素鈉制藥過(guò)程中所產(chǎn)生的廢水是一種很難降解的水，如果在這一過(guò)程中只是采用電化學(xué)方法對(duì)其予以調(diào)整和處理，處理的效果是不盡人意的，在對(duì)其進(jìn)行了一定的研究之后我們發(fā)現(xiàn)提高廢水自身的溫度可以使得電化學(xué)方法應(yīng)用的效果更好，所以在試驗(yàn)的過(guò)程中首先我們要考慮到的一個(gè)因素就是溫度因素。

在試驗(yàn)的過(guò)程中量取500ml的磷霉素鈉廢水，在電流為4.0A，氯化鈉的濃度為0.2mol/L的時(shí)候?qū)U水的PH值調(diào)節(jié)到7，電機(jī)的間距是0.5cm的情況下，通過(guò)磁力加熱攪拌器對(duì)剛剛量取的廢水進(jìn)行加熱處理，同時(shí)還要將廢水的溫度控制在50、55和80℃的時(shí)候?qū)ζ溥M(jìn)行試驗(yàn)，這樣就可以得知反映溫度對(duì)污染物處理的影響。

電化學(xué)法處理廢水時(shí)，有機(jī)物的降解一般分為2個(gè)過(guò)程：1）大分子有機(jī)物被分解成小分子有機(jī)物；2）小分子有機(jī)物進(jìn)一步被無(wú)機(jī)化，轉(zhuǎn)變?yōu)镃O2和其他無(wú)機(jī)物。反應(yīng)溫度升高，可降低各步反應(yīng)的活化能，使得反應(yīng)速率加快；同時(shí)溫度升高，增加了溶液的電導(dǎo)率，在恒電流條件下，降低了極板兩端電壓，進(jìn)而節(jié)約了能耗。電化學(xué)處理含氯離子廢水，電化學(xué)原位生成活性氯是污染物降解的主要原因，但如果反應(yīng)溫度過(guò)高，活性氯的分解速率加快，反而造成污染物去除率降低；同時(shí)試驗(yàn)設(shè)備在高溫下的腐蝕速率加劇。因此綜合考慮，最終確定試驗(yàn)溫度為80℃左右。

2.1.2電解質(zhì)濃度

用量杯量取500毫升的磷霉素鈉制藥的廢水，在電流為4A的時(shí)候?qū)U水進(jìn)行適當(dāng)?shù)恼{(diào)整，將其PH值調(diào)整到7.05，電極之間的距離為0.5厘米，將反應(yīng)的溫度控制在80℃，之后進(jìn)行試驗(yàn)，試驗(yàn)的過(guò)程中要對(duì)電解質(zhì)氯化鈉的加入量對(duì)處理效果的影響進(jìn)行詳細(xì)的觀察。

將電化學(xué)體系中引入的Cl-作為氧化劑的來(lái)源，當(dāng)陽(yáng)極電位大于其析出電位時(shí)，Cl-在陽(yáng)極轉(zhuǎn)化為Cl2，并進(jìn)一步生成活性氯來(lái)氧化分解污染物。隨著電解質(zhì)NaCl濃度的增加，CODCr的去除率在90～180min內(nèi)呈減緩趨勢(shì)，這可能是由于過(guò)多的Cl-會(huì)影響CODCr的測(cè)定造成的。在30～150min內(nèi)，有機(jī)磷去除率隨著Cl-濃度的增大而增加；當(dāng)處理180min后，在NaCl濃度為0.2和0.3mol/L條件下，電化學(xué)法對(duì)有機(jī)磷去除率相當(dāng)，約為55%。由于NaCl投加量過(guò)大會(huì)使廢水鹽度升高，不利于后續(xù)處理，因而選定適宜的NaCl投加量為0.2mol/L。

2.1.3 初始pH

取500mL磷霉素鈉廢水，在電流為4.0A，反應(yīng)溫度為80℃，NaCl濃度為0.2molL，電極間距為0.5cm的試驗(yàn)條件下，對(duì)初始pH為10.62的廢水，用濃硫酸調(diào)節(jié)廢水pH，考察初始pH對(duì)處理效果的影響。

溶液的pH是影響電化學(xué)氧化法處理效果的一個(gè)重要因素。當(dāng)廢水初始pH為3.42時(shí)，對(duì)污染物的去除效果最佳，處理180min后，CODCr和有機(jī)磷的去除率分別達(dá)64.6%和62.7%。磷霉素鈉廢水中有機(jī)磷污染物均具有堿性的磷酸基基團(tuán)，屬于強(qiáng)Levis堿，電化學(xué)氧化作用可破壞磷霉素鈉分子中的C―P鍵，無(wú)機(jī)態(tài)磷在酸性條件下以離子形式分布于水體中，可增大廢水的導(dǎo)電性，有利于污染物的去除；而在堿性條件下，廢水中的磷酸鹽會(huì)在電極表面結(jié)垢，形成一層灰白色膜，降低傳質(zhì)效率和電流效率，影響污染物的去除效果。對(duì)于初始pH為3.42的廢水，經(jīng)過(guò)電化學(xué)處理后，出水pH為6.70左右，無(wú)需調(diào)節(jié)pH即可進(jìn)入后續(xù)生化單元。綜上所述，確定初始pH為3.42左右為宜。

2.1.4 電流

取500mL磷霉素鈉廢水，在反應(yīng)溫度為80℃，NaCl濃度為0.2molL，初始pH為3.42，電極間距為0.5cm的條件下，改變電流大小進(jìn)行試驗(yàn)，考察不同電流大小對(duì)處理效果的影響。如圖1所示。

由圖1可知，CODCr和有機(jī)磷的去除率隨著電流的增大而增加，當(dāng)電流為4.0A時(shí)，在60min內(nèi)，有機(jī)磷的去除率上升幅度較大，主要是因?yàn)殡娏鬏^大，電極在單位時(shí)間內(nèi)產(chǎn)生的活性氯數(shù)量多，對(duì)污染物的氧化速率較快。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，污染物去除速率的增加幅度逐漸趨于平緩。反應(yīng)180min后，CODCr和有機(jī)磷濃度分別由12086mg/L和1375mg/L降低至4254mg/L和502mg/L，去除率達(dá)64.8%和63.5%。因此，選定適宜的電流為4.0A。

2.2可生化性的變化

為了更好的了解磷霉素鈉制藥廢水在經(jīng)過(guò)了電化學(xué)氧化處理之后的可生化效果，在最佳的實(shí)驗(yàn)條件下對(duì)電化學(xué)氧化過(guò)程中的磷霉素鈉制藥廢水的可生化性進(jìn)行了試驗(yàn)和研究。

3、結(jié)論

電化學(xué)氧化的方法在磷霉素鈉制藥廢水處理的過(guò)程中，溫度對(duì)化學(xué)反應(yīng)的效果存在著非常顯著的影響，處理的效果明顯的得到了改善，如果將其和室溫條件下的處理結(jié)果相比，高溫下雜質(zhì)的清除效果有了非常顯著的改進(jìn)。

參考文獻(xiàn)：

[1]李淼，馮傳平，胡偉武，張振亞，杉浦則夫.Ti/RuO2-Pt電極電化學(xué)降解苯酚廢水研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù).2008（08）

篇3

關(guān)鍵詞：富營(yíng)養(yǎng)化 有機(jī)廢水 除磷 工藝隨著工業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展，人口的增加，水體氮磷的污染日益嚴(yán)重，工業(yè)廢水和含農(nóng)藥、化肥的農(nóng)田徑流未經(jīng)處理或經(jīng)部分處理就排人江河、湖泊中，導(dǎo)致水體水質(zhì)急劇惡化，全國(guó)大量水體水質(zhì)下降。磷是引起水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，要解決水體富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題，廢水除磷在控制水體富營(yíng)養(yǎng)化方面有實(shí)際意義，因此從廢水中除去磷，是解決水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵。

1化學(xué)法除磷主要工藝

化學(xué)沉淀法是一種應(yīng)用較早和較廣的除磷技術(shù)，其原理是投加的陽(yáng)離子絮凝劑與污水中的PO3-；形成不溶性化合物，同時(shí)由于污水中的OH-的存在，最終產(chǎn)生氫氧化物絮體，通過(guò)固液分離的方法從污水中脫除，達(dá)到除磷的目的。化學(xué)沉淀法采用的化學(xué)試劑一般是鋁鹽、鐵鹽(包括亞鐵鹽石灰和鋁鐵聚合物(AVR)等。鐵鹽和鋁鹽投加所產(chǎn)生的化學(xué)沉淀物，必然導(dǎo)致處理系統(tǒng)的污泥體積和污泥總量的增加，Sehmidtke估測(cè)出投加鐵鹽或鋁鹽到污水二級(jí)生物處理廠，使出水磷濃度達(dá)到1mg/L，相應(yīng)的污泥總量和體積分別增加26%和35%。如果要獲得更低的出水磷濃度，沉淀過(guò)程將處在平衡區(qū)，并出現(xiàn)氫氧化鐵或氫氧化鋁的沉淀，污泥產(chǎn)生量將出現(xiàn)更明顯的增加。對(duì)于污泥量的增加，有必要預(yù)先采取控制措施，如對(duì)某一處理單元或最終出水中的磷進(jìn)行在線測(cè)定。實(shí)現(xiàn)對(duì)生物、化學(xué)除磷過(guò)程的自動(dòng)調(diào)節(jié)，有效控制加藥量以節(jié)省運(yùn)行費(fèi)用并提高除磷效果。

2膜技術(shù)除磷主要工藝

2.1 膜技術(shù)除磷的優(yōu)勢(shì)

與其它除磷方法相比，微生物法具有獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)。但微生物法也存在著3個(gè)自身無(wú)法解決的問(wèn)題，即：活性污泥沉降性、生化反應(yīng)速率和剩余污泥的處置費(fèi)用。對(duì)此，水處理專家將膜分離技術(shù)引入廢水的生物處理系統(tǒng)中，開(kāi)發(fā)了一種新型的水處理系統(tǒng)，即膜生物反應(yīng)器（MBR）。它是膜組件與生物反應(yīng)器相組合的一個(gè)生化反應(yīng)系統(tǒng)。膜技術(shù)應(yīng)用于廢水生物處理，以膜組件替代二沉池，提高了泥水分離率。在此基礎(chǔ)上又通過(guò)增大曝氣池中活性污泥的濃度來(lái)提高反應(yīng)速率，同時(shí)通過(guò)降低F/M的值減少污泥發(fā)生量，從而基本解決了上述問(wèn)題。此外，膜分離技術(shù)相對(duì)于生物法的最大優(yōu)勢(shì)是能回收純凈的磷鹽，這是生物法所不擅長(zhǎng)的。

2.2膜技術(shù)除磷的研究及應(yīng)用

膜技術(shù)回收磷鹽主要應(yīng)用于特定的廢水，可以回收有經(jīng)濟(jì)價(jià)值的純凈磷鹽，如磷酸鹽、次亞磷酸鹽等。膜技術(shù)用于廢水處理除磷主要是與生物法相組合，組成膜生物反應(yīng)器。當(dāng)今，膜生物反應(yīng)器有許多種類，根據(jù)膜組件在膜生物反應(yīng)器中所起的作用不同，可大致將膜生物反應(yīng)器分為分離膜生物反應(yīng)器、無(wú)泡曝氣膜生物反應(yīng)器和萃取膜生物反應(yīng)器3種。分離膜生物反應(yīng)器中的膜組件相當(dāng)于傳統(tǒng)生物處理系統(tǒng)中的二沉池。在此進(jìn)行固液分離，截留的污泥回流至生物反應(yīng)器，透過(guò)水外泄；無(wú)泡曝氣膜生物反應(yīng)器采用透氣性膜，對(duì)生物反應(yīng)器進(jìn)行無(wú)泡供氧；萃取膜生物反應(yīng)器是利用膜首先萃取工業(yè)廢水中的優(yōu)先污染活性污泥，并將活性污泥失效的有毒物質(zhì)萃取掉，然后再對(duì)廢水進(jìn)行生化處理。

3生物除磷主要工藝

3.1A/O工藝

20世紀(jì)70年代中期，美國(guó)的Spector從控制活性污泥膨脹出發(fā)，研究開(kāi)發(fā)了與Bardenpho脫氮工藝類似的A/O工藝，這是目前最為簡(jiǎn)單的一種生物除磷方法，原污水或初沉池出水與回流污泥在厭氧池中進(jìn)行混合，這種工藝要求沒(méi)有硝化反應(yīng)。一般說(shuō)來(lái)，當(dāng)厭氧區(qū)和好氧區(qū)的水力停留時(shí)間分別為0.5～1h和1～3h時(shí)，便可獲得較好的去除磷和去除有機(jī)物的效果。

3.2A2/O工藝

常見(jiàn)的A2/O工藝是在A/O工藝的基礎(chǔ)上增設(shè)一個(gè)缺氧區(qū)，并使好氧區(qū)中的混合液回流至缺氧區(qū)，這樣就使厭氧、缺氧、好氧三種不同的環(huán)境條件及不同功能的微生物菌群能有機(jī)配合協(xié)作，具有除磷脫氮的雙重功能。此工藝具有抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、水力停留時(shí)間長(zhǎng)、運(yùn)行穩(wěn)定的特點(diǎn)。當(dāng)進(jìn)水總磷約為10mg/L時(shí)，除磷率一般為85%～90%。

4廢水除磷的其他方法

除了上述3種常用的除磷方法外，還有人工濕地除磷、土壤處理、物理吸附、噴霧干燥等處理生活污水和工業(yè)廢水的方法。曾有人為了解土壤處理生活污水中營(yíng)養(yǎng)鹽的去除性能，設(shè)置了近似于毛細(xì)管浸透型、蒸發(fā)型和中間型的土壤處理凈化設(shè)施，進(jìn)行了3年多的實(shí)際調(diào)查。結(jié)果表明，氮磷的去除率分別為65%和100%，在通過(guò)土壤的各種水中都沒(méi)有發(fā)現(xiàn)磷。

結(jié)論

污水除磷技術(shù)如今已得到相當(dāng)快的發(fā)展。微生物學(xué)與生物化學(xué)的研究與進(jìn)步，以及對(duì)除磷機(jī)理更深入的了解，將有助于生物除磷工藝的優(yōu)化與控制。加強(qiáng)對(duì)生物除磷機(jī)理的研究，尤其是對(duì)聚磷菌的生物特性及其分離培育的研究無(wú)疑是生物除磷技術(shù)的主要發(fā)展方向之一。實(shí)際上，除了上面所介紹的生物懸浮生長(zhǎng)處理工藝，像生物濾池、生物轉(zhuǎn)盤等附著生長(zhǎng)工藝也有較好的除磷效果。

參考文獻(xiàn)：

篇4

（1．武漢軟件工程職業(yè)學(xué)院，武漢 430205；2．南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，南京 210095）

摘要：以f／2培養(yǎng)基為對(duì)照，采用不同濃度海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻，研究其對(duì)廢水的凈化作用。結(jié)果表明，鹽藻在海水養(yǎng)殖廢水中能正常生長(zhǎng)，利用海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻是可行的，采用不同體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理鹽藻，鹽藻生長(zhǎng)差異顯著，生長(zhǎng)情況好壞順序?yàn)閒／2、100％、10％、25％、50％、75％、90％、0%（純海水），培養(yǎng)后廢水水體中氨態(tài)氮基本上檢測(cè)不到，10％海水養(yǎng)殖廢水處理的硝酸鹽和磷酸鹽去除率均最低，相對(duì)較低體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理對(duì)硝酸鹽的去除率較高，而相對(duì)較高體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理對(duì)磷酸鹽的去除率較高。

關(guān)鍵詞 ：鹽藻；養(yǎng)殖廢水；生長(zhǎng)；凈化

中圖分類號(hào)：Q949．21＋2；X55 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：0439－8114（2015）01－0039－04

DOI：10．14088／j．cnki．issn0439－8114．2015．01．010

Effects of Aquafarm Wastewater on Growth and the Uptake Ratio

of Nutrition in Dunaliella salina

YE Zhi－juan1，LIU Zhao－pu2

（1．Wuhan Vocational College of Software and Engineering， Wuhan 430205， China；

2． Nanjing Agricultural University， Nanjing 210095， China）

Abstract： Using f／2 as medium， Dunaliella salina were cultivated in different concentrations of aquafarm wastewater， the decontamination effect on wastewater was studied． The results showed that Dunaliella salina grew well in the aquafarm wastewater and better than in the seawater． Using different concentrations of aquafarm wastewater to cultivate Dunaliella salina， the growth conditions were in the order of f／2＞100％＞10％＞25％＞50％＞75％＞90％＞seawater． After being cultivated， ammonia－N was not detected in the aquafarm wastewater. Removal rate of nitrate－N and phosphate－P in 10％ treatment was the lowest in all treatments. Removal rate of nitrate－N was higher in relative low concentration. Removal rate of phosphate－P was higher in relative high concentration．

Key words： Dunaliella salina； aquafarm wastewater； growth； decontamination

收稿日期：2014－04－17

基金項(xiàng)目：武漢市教育局重點(diǎn)教研項(xiàng)目（2011029）

作者簡(jiǎn)介：葉志娟（1980－），女，安徽安慶人，講師，碩士，主要從事養(yǎng)殖廢水處理研究，（電話）15337104301（電子信箱）zhijuanye＠163．com。

近年來(lái)，我國(guó)的海水養(yǎng)殖業(yè)飛速發(fā)展，迅速成為養(yǎng)殖產(chǎn)量世界第一的水產(chǎn)大國(guó)，養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展必然帶來(lái)海水養(yǎng)殖廢水的排放問(wèn)題，但其排放標(biāo)準(zhǔn)尚未頒布，為減少養(yǎng)殖成本，養(yǎng)殖場(chǎng)大多未經(jīng)處理或處理不到位而直接將廢水排入海中。目前，國(guó)內(nèi)外學(xué)者已經(jīng)對(duì)海水養(yǎng)殖廢水的處理方法進(jìn)行了很多研究［1，2］，如采用常規(guī)的物理、化學(xué)和生化的廢水處理方法［3］，也研究了綜合養(yǎng)殖廢水處理方法，即建立人工濕地生態(tài)系統(tǒng)法［4］，但尚沒(méi)有成熟的處理技術(shù)能高效地去除海水養(yǎng)殖廢水中的氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽。在此基礎(chǔ)上，研究利用海洋微藻凈化海水養(yǎng)殖廢水的可行性及其吸收營(yíng)養(yǎng)鹽的效果，可為凈化海洋環(huán)境、促進(jìn)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)健康良性循環(huán)提供理論依據(jù)及技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1．1 藻種

鹽藻（Dunaliella salina）藻種由南京農(nóng)業(yè)大學(xué)海洋生物學(xué)實(shí)驗(yàn)室提供。

1．2 海水養(yǎng)殖廢水水樣

海水養(yǎng)殖廢水取自某魚(yú)類養(yǎng)殖場(chǎng)，海水取自近海海域。海水養(yǎng)殖廢水和海水均經(jīng)沉淀、膜過(guò)濾后使用，設(shè)計(jì)了海水養(yǎng)殖廢水不同體積分?jǐn)?shù)，分別為0％（純海水）、10％、25％、50％、75％、90％和100％，以基本培養(yǎng)基f／2為對(duì)照。培養(yǎng)前海水養(yǎng)殖廢水及海水的水樣養(yǎng)分特性見(jiàn)表1。

1．3 培養(yǎng)條件

將對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的鹽藻藻液接種于300 mL的三角瓶中，以1∶10的比例接種，初始接種量為6．78×106 個(gè)／mL，在智能光照培養(yǎng)箱（ZPG－280型）中進(jìn)行培養(yǎng)，設(shè)置培養(yǎng)溫度為23 ℃，光照度為3 000 lx，每天定時(shí)搖動(dòng)3次，每次搖動(dòng)1 min。

1．4 鹽藻細(xì)胞計(jì)數(shù)

在光學(xué)顯微鏡下以0．1 mL血球計(jì)數(shù)板直接計(jì)數(shù)鹽藻細(xì)胞的數(shù)量，培養(yǎng)后采用722可見(jiàn)分光光度計(jì)每天定時(shí)測(cè)定樣品的OD700 nm。

1．5 葉綠素含量的測(cè)定

取15 mL鹽藻藻液，真空抽濾到硝酸纖維濾膜上，添加5 mL 90％的丙酮在黑暗低溫中抽提，20 h后，4 000 r／min離心5 min，上清液在663 nm、645 nm波長(zhǎng)下測(cè)定出OD663 nm、OD645 nm，采用公式法計(jì)算藻液中葉綠素的含量：葉綠素含量＝8．02×OD663 nm＋20．2×OD645 nm［5］。

1．6 培養(yǎng)中生理指標(biāo)的測(cè)定

總氮采用過(guò)硫酸鉀氧化－紫外分光光度法測(cè)定，氨態(tài)氮采用靛酚藍(lán)分光光度法測(cè)定，硝態(tài)氮采用鎘柱還原－鹽酸萘乙二胺法測(cè)定，亞硝態(tài)氮采用鹽酸萘乙二胺分光光度法測(cè)定，磷酸鹽采用磷鉬藍(lán)分光光度法測(cè)定，溶解氧采用碘量法測(cè)定，化學(xué)需氧量采用堿性高錳酸鉀氧化法測(cè)定，pH采用pH計(jì)測(cè)定，水樣中的鹽度采用鹽度計(jì)直接測(cè)定［6］。

2 結(jié)果與分析

2．1 鹽藻細(xì)胞數(shù)量與OD700 nm的關(guān)系及利用海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻的可行性分析

以f／2培養(yǎng)基培養(yǎng)鹽藻，培養(yǎng)到一定時(shí)間分別取1、2、3、4、5、6、7、8、9、10 mL鹽藻藻液于50 mL容量瓶中定容，以0．1 mL血球計(jì)數(shù)板分別計(jì)數(shù)，每個(gè)樣品計(jì)數(shù)3次，取平均值，得出鹽藻細(xì)胞數(shù)量，測(cè)定OD700 nm，圖1表示的是鹽藻細(xì)胞數(shù)與OD700 nm的關(guān)系。從圖1可以看出， 鹽藻細(xì)胞數(shù)與OD700 nm呈明顯的正相關(guān)，r2為0．993 9，由此得出結(jié)論，在試驗(yàn)中可直接測(cè)定OD700 nm來(lái)表示鹽藻細(xì)胞生長(zhǎng)情況。

以f／2培養(yǎng)基、海水、海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻，圖2表示的是鹽藻在不同培養(yǎng)液中的生長(zhǎng)情況，結(jié)果表明，鹽藻在海水養(yǎng)殖廢水中生長(zhǎng)正常，與f／2相比，鹽藻在海水養(yǎng)殖廢水中的生長(zhǎng)與之相當(dāng)，表明利用海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻是可行的，接下來(lái)探討不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)對(duì)鹽藻生長(zhǎng)的影響及對(duì)廢水的凈化作用。

2．2 不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)處理下鹽藻的生長(zhǎng)及對(duì)海水養(yǎng)殖廢水的凈化作用

2．2．1 不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)處理對(duì)鹽藻生長(zhǎng)的影響 不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)下鹽藻的生長(zhǎng)情況如圖3。由圖3可知， 鹽藻在不同體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水中均能生長(zhǎng)，具體生長(zhǎng)情況為f／2＞100％＞10％＞25％＞50％＞75％＞90％，均高于純海水處理的生長(zhǎng)速率，其中100％、10％、25％海水養(yǎng)殖廢水處理之間生長(zhǎng)速度無(wú)顯著差異，但顯著高于其他體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理，而75％、50％、90％海水養(yǎng)殖廢水以及純海水處理之間第3天開(kāi)始一直呈顯著差異。表明不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水促進(jìn)了鹽藻的生長(zhǎng)，因此如果將其直接排放入海中將會(huì)導(dǎo)致鹽藻的大量繁殖，造成水體嚴(yán)重污染。

2．2．2 不同體積分?jǐn)?shù)養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)對(duì)鹽藻葉綠素含量的影響 不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理對(duì)鹽藻葉綠素含量的影響如圖4。由圖4可知，與對(duì)照f(shuō)／2相比，100％海水養(yǎng)殖廢水處理下鹽藻葉綠素的累積量達(dá)到最高，50％、75％海水養(yǎng)殖廢水處理下葉綠素積累較高。鹽藻的葉綠素積累與細(xì)胞生長(zhǎng)呈一定的相關(guān)性，說(shuō)明葉綠素可以作為衡量鹽藻生長(zhǎng)的一個(gè)指標(biāo)。海水培養(yǎng)的鹽藻葉綠素含量最低，僅為0．290 mg／L，100％海水養(yǎng)殖廢水處理葉綠素含量顯著高于其他體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理，也顯著高于f／2處理，除50％海水養(yǎng)殖廢水處理外，90％、75％、25％、10％4個(gè)海水養(yǎng)殖廢水處理之間鹽藻葉綠素積累無(wú)明顯差異，100％海水養(yǎng)殖廢水處理的葉綠素含量是海水處理的18倍左右，表明了海水養(yǎng)殖廢水的直接排放對(duì)海洋水質(zhì)污染的巨大影響。

2．3 不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻過(guò)程中水質(zhì)的動(dòng)態(tài)變化

2．3．1 pH動(dòng)態(tài)變化 海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻過(guò)程中水體pH變化情況如圖5。由圖5可知，不同體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理水樣的pH均隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)先增加或穩(wěn)定而后降低，培養(yǎng)至第九天時(shí)各處理的pH趨于一致，維持在8．5左右。除對(duì)照f(shuō)／2處理的pH一直處于最高的水平外，其他處理的pH均隨著海水養(yǎng)殖廢水水樣體積分?jǐn)?shù)的增加而增加，即100％＞90％＞75％＞50％＞25％＞10％，并且各處理海水養(yǎng)殖廢水處理的水樣pH均高于純海水處理。海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻過(guò)程中pH大致呈現(xiàn)先稍增加后降低最后趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，生長(zhǎng)初期，低體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理pH較低，高體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理較高，而隨著鹽藻的生長(zhǎng)，pH最終趨于穩(wěn)定，說(shuō)明初始pH并不是影響鹽藻生長(zhǎng)的主要因子，它可以通過(guò)自身的調(diào)節(jié)機(jī)制使最終pH趨于穩(wěn)定，說(shuō)明了鹽藻可以通過(guò)自身的生理調(diào)節(jié)機(jī)制來(lái)調(diào)節(jié)其生長(zhǎng)。

2．3．2 溶解氧（DO）的動(dòng)態(tài)變化 鹽藻培養(yǎng)過(guò)程中水體中溶解氧變化同pH變化趨勢(shì)一致，同其生長(zhǎng)也有一定的相關(guān)性（圖6），低體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理下DO較高，培養(yǎng)到第九天時(shí)，各處理水樣的DO趨于一致，大致呈現(xiàn)出先增加后減小最終趨于一致的趨勢(shì)，在鹽藻生長(zhǎng)后期，各處理組DO均趨于一致，可能原因是鹽藻的生長(zhǎng)階段已經(jīng)到了消長(zhǎng)平衡期，因此溶解氧呈現(xiàn)趨于穩(wěn)定的狀態(tài)。

2．3．3 化學(xué)需氧量（COD）的動(dòng)態(tài)變化 鹽藻培養(yǎng)過(guò)程中COD代謝緩慢（圖7），開(kāi)始時(shí)f／2處理較低，體積分?jǐn)?shù)90％的海水養(yǎng)殖廢水處理含量較高，培養(yǎng)到第九天，100％、90％和f／2的COD含量維持在一個(gè)較高的水平，而低體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理則相對(duì)較低，特別是海水處理的樣品，在整個(gè)過(guò)程中均處于較低水平，總體代謝緩慢。各體積分?jǐn)?shù)海水養(yǎng)殖廢水處理水樣COD變化大致呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢(shì)，在一定的程度上可以說(shuō)明鹽藻不易吸收廢水中的有機(jī)成分。

2．3．4 鹽藻培養(yǎng)處理后水體中氮、磷的含量及形態(tài)

鹽藻培養(yǎng)后培養(yǎng)液經(jīng)0．45 μm濾膜抽濾后得培養(yǎng)后水樣。

培養(yǎng)后水體中的氨態(tài)氮基本上檢測(cè)不到，說(shuō)明鹽藻已經(jīng)充分利用了廢水中氨態(tài)氮。這與在水體中同時(shí)存在硝態(tài)氮和氨態(tài)氮時(shí)氨態(tài)氮被優(yōu)先吸收有重要的關(guān)系，同時(shí)，氨態(tài)氮也抑制了鹽藻細(xì)胞對(duì)硝態(tài)氮的吸收利用。

鹽藻培養(yǎng)后硝酸鹽和磷酸鹽的利用情況見(jiàn)圖8。由圖8可知，海水處理時(shí)N、P養(yǎng)分的利用率均達(dá)到100％，10％海水養(yǎng)殖廢水處理時(shí)硝酸鹽和磷酸鹽的去除率均最低，低體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理時(shí)硝酸鹽的去除率較高，而高體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水處理時(shí)磷酸鹽的去除率較高。25％、50％、75％及f／2處理下硝態(tài)氮的去除率均達(dá)到100％，0％海水養(yǎng)殖廢水處理下硝態(tài)氮和磷酸鹽的去除率也達(dá)到100％，對(duì)于磷酸鹽來(lái)說(shuō)，隨著海水養(yǎng)殖廢水體積分?jǐn)?shù)的增加，各處理去除率呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。

3 結(jié)論

1）研究結(jié)果表明，鹽藻在不同體積分?jǐn)?shù)的海水養(yǎng)殖廢水中均能生長(zhǎng)，生長(zhǎng)情況與對(duì)照f(shuō)／2培養(yǎng)基處理相當(dāng)，說(shuō)明利用海水養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)鹽藻是可行的。f／2處理及海水養(yǎng)殖廢水處理鹽藻的生長(zhǎng)情況、積累的葉綠素含量均高于純海水處理；培養(yǎng)過(guò)程中水體的pH和DO均為先增加后減小最終趨于穩(wěn)定，COD沒(méi)有太大的變化；氨態(tài)氮的去除率均達(dá)到了100％，硝酸鹽、磷酸鹽的去除率均為海水處理的達(dá)最大，為100％。

2）從培養(yǎng)前各培養(yǎng)液的養(yǎng)分情況看，f／2中的磷含量比較高，而硝態(tài)氮和氨態(tài)氮低于100％海水養(yǎng)殖廢水，而鹽藻以f／2處理生長(zhǎng)速度較快，說(shuō)明了鹽藻在生長(zhǎng)過(guò)程中磷制約作用大于氮，這與國(guó)內(nèi)外報(bào)道的藻類生長(zhǎng)受磷限制基本一致。

參考文獻(xiàn)：

［1］ SUTHIER N，GRASMICK A，BLANCHETON J P．Biological denitrification applied to a marine closed aquaculture system［J］．Wat Res，1998，2（6）：1932－1938．

［2］ NIJHOF R． Fixed film nitrification characteristics in seawater recirculation fish culture systems［J］．Aquaculture，1990，87：133－143．

［3］ 中國(guó)水產(chǎn)編輯部．生物凈化技術(shù)在我國(guó)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中的應(yīng)用現(xiàn)狀與應(yīng)用前景［J］．中國(guó)水產(chǎn)，2001（1）：86．

［4］ REED S C，CRITES，R W，MIDDLEBROOKS E J．Natural Systems for Caste Management and Treatment［M］． New York：Mcgraw－Hill，1995．

［5］ 姚南瑜．藻類生理學(xué)［M］．遼寧大連：大連工學(xué)院出版社，1987．

篇5

關(guān)鍵詞：治理方法 除氟機(jī)理 化學(xué)沉淀 絮凝沉淀 含氟水

氟是人體必需的微量元素之一，飲用水適宜的氟質(zhì)量濃度為0.5～1 mg／L。當(dāng)飲用水中氟含量不足時(shí)，易患齲齒病；但若長(zhǎng)期飲用氟質(zhì)量濃度高于1 mg/L的水，則會(huì)引起氟斑牙病［1］；長(zhǎng)期飲用氟質(zhì)量濃度為3～6 mg/L的水會(huì)引起氟骨病［2］。我國(guó)含氟地下水分布廣泛，尤其是在西北干旱地區(qū)，約有7000萬(wàn)人飲用含氟量超標(biāo)的水，導(dǎo)致不同程度的氟中毒。工業(yè)上，含氟礦石開(kāi)采、金屬冶煉、鋁加工、焦炭、玻璃、電子、電鍍、化肥、農(nóng)藥等行業(yè)排放的廢水中常含有高濃度的氟化物，造成環(huán)境污染。

對(duì)于這些含氟廢水，目前國(guó)內(nèi)大多數(shù)生產(chǎn)廠尚無(wú)完善的處理沒(méi)施，所排放的廢水中氟含量指標(biāo)尚未達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)，嚴(yán)重污染著人類賴以生存的環(huán)境。按照國(guó)家工業(yè)廢水排放標(biāo)準(zhǔn)，氟離子濃度應(yīng)小于10 mg/L；對(duì)于飲用水，氟離子濃度要求在1 mg／L以下［3］。含氟廢水的處理方法有多種，國(guó)內(nèi)外常用的方法大致分為兩類，即沉淀法和吸附法。除這兩類工藝外，還有冷凍法、離子交換樹(shù)脂除氟法［4］、活性炭除氟法、超濾除氟法、電滲析［5］，至今很少推廣應(yīng)用于除氟工藝，主要是因?yàn)槌杀靖摺⒊实汀１疚膶?duì)近年來(lái)國(guó)內(nèi)外含氟水化學(xué)沉淀、絮凝沉淀、吸附三種處理工藝的研究現(xiàn)狀及工程應(yīng)用進(jìn)行綜述。

1　化學(xué)沉淀法

對(duì)于高濃度含氟工業(yè)廢水，一般采用鈣鹽沉淀法，即向廢水中投加石灰，使氟離子與鈣離子生成CaF2沉淀而除去。該工藝具有方法簡(jiǎn)單、處理方便、費(fèi)用低等優(yōu)點(diǎn)，但存在處理后出水很難達(dá)標(biāo)、泥渣沉降緩慢且脫水困難等缺點(diǎn)。

氟化鈣在18 ℃時(shí)于水中的溶解度為16.3 mg/L，按氟離子計(jì)為7.9 mg／L，在此溶解度的氟化鈣會(huì)形成沉淀物。氟的殘留量為10～20 mg/L時(shí)形成沉淀物的速度會(huì)減慢。當(dāng)水中含有一定數(shù)量的鹽類，如氯化鈉、硫酸鈉、氯化銨時(shí)，將會(huì)增大氟化鈣的溶解度。因此用石灰處理后的廢水中氟含量一般不會(huì)低于20～30 mg／L［6］。石灰的價(jià)格便宜，但溶解度低，只能以乳狀液投加，由于生產(chǎn)的CaF2沉淀包裹在Ca(OH)2顆粒的表面，使之不能被充分利用，因而用量大。投加石灰乳時(shí)，即使其用量使廢水pH達(dá)到12，也只能使廢水中氟離子濃度下降到15 mg/L左右，且水中懸浮物含量很高［7］。當(dāng)水中含有氯化鈣、硫酸鈣等可溶性的鈣鹽時(shí)，由于同離子效應(yīng)而降低氟化鈣的溶解度。含氟廢水中加入石灰與氯化鈣的混合物，經(jīng)中和澄清和過(guò)濾后，pH為7～8時(shí)，廢水中的總氟含量可降到10 mg／L左右。為使生成的沉淀物快速聚凝沉淀，可在廢水中單獨(dú)或并用添加常用的無(wú)機(jī)鹽混凝劑(如三氯化鐵)或高分子混凝劑(如聚丙烯酰胺)。為不破壞這種已形成的絮凝物，攪拌操作宜緩慢進(jìn)行，生成的沉淀物可用靜止分離法進(jìn)行固液分離。在任何pH下［8］，氟離子的濃度隨鈣離子濃度的增大而減小。在鈣離子過(guò)剩量小于40 mg／L時(shí)，氟離子濃度隨鈣離子濃度的增大而迅速降低，而鈣離子濃度大于100 mg／L時(shí)氟離子濃度隨鈣離子濃度變化緩慢。因此，在用石灰沉淀法處理含氟廢水時(shí)不能用單純提高石灰過(guò)剩量的方法來(lái)提高除氟效果，而應(yīng)在除氟效率與經(jīng)濟(jì)性二者之間進(jìn)行協(xié)調(diào)考慮，使之既有較好的除氟效果又盡可能少地投加石灰。這也有利于減少處理后排放的污泥量。

由于氟化物不是廢水中唯一要被除去的污染物，因此要根據(jù)實(shí)際情況選擇合適的處理方法。例如含氟廢水中溶有碳酸鈉、重碳酸鈉時(shí)，直接投加石灰或氯化鈣，除氟效果會(huì)降低。這是因?yàn)閺U水中存在著一定量的強(qiáng)電解質(zhì)，產(chǎn)生鹽效應(yīng)，增加了氟化鈣的溶解度，降低除氟效果。其有效的處理方法是先用無(wú)機(jī)酸將廢水pH調(diào)到6～8之間，再與氯化鈣等反應(yīng)就可有效地除去氟離子。若廢水中含有磷酸根離子，則先用石灰處理至pH大于7，再將沉淀物分離出來(lái)。對(duì)于成分復(fù)雜的含氟廢水，可用加酸反調(diào)pH法［9］，即首先在廢水中加入過(guò)量的石灰，使pH＝11，當(dāng)鈣離子不足時(shí)補(bǔ)加氯化鈣，攪拌20 min，然后加鹽酸使廢水pH反調(diào)到 7.5～8，攪拌20 min，加入絮凝劑，攪拌后放置30 min，然后底部排泥，上清液排放。

近年來(lái)有些研究者提出在投加鈣鹽的基礎(chǔ)上聯(lián)合使用鎂鹽、鋁鹽、磷酸鹽等工藝，處理效果比單純加鈣鹽效果好。如閻秀芝［10］提出氯化鈣與磷酸鹽除氟法，其工藝過(guò)程是：先在廢水中加入氯化鈣，調(diào)pH至9.8～11.8，反應(yīng)0.5 h，然后加入磷酸鹽，再調(diào)pH為6.3～7.3，反應(yīng)4～5 h，最后靜止澄清4～5 h，出水氟質(zhì)量濃度為5 mg/L左右。鈣鹽、磷酸鹽、氟三者的摩爾比大約為(15～20)∶2∶1。文獻(xiàn)中［11］報(bào)道了一種用氯化鈣和三氯化鋁聯(lián)合處理含氟水的方法，其工藝過(guò)程是：先在廢水中投加氯化鈣，攪溶后再加入三氯化鋁，混合均勻，然后用氫氧化鈉調(diào)pH至7～8。沉降15 min后砂濾，出水氟離子濃度為4 mg/L。氯化鈣、三氯化鋁和氟的摩爾比為(0.8～1)∶(2～2.5)∶1。鈣鹽聯(lián)合使用鎂鹽、鋁鹽、磷酸鹽后，除氟效果增加［12］，殘氟濃度降低，主要是因?yàn)樾纬闪诵碌母y溶的含氟化合物，剩余污泥和運(yùn)行費(fèi)用僅為原來(lái)的1/10。如鈣鹽與磷酸鹽合用時(shí)，會(huì)生成Ca5(PO4)3F沉淀［10］；氯化鈣與三氯化鋁合用時(shí)形成有鈣、鋁、氟組成的絡(luò)合物沉淀，其具體組成和結(jié)構(gòu)尚待進(jìn)一步研究［12］。

2　絮凝沉淀法

氟離子廢水的絮凝沉淀法常用的絮凝劑為鋁鹽。鋁鹽投加到水中后，利用Al3+與F- 的絡(luò)合以及鋁鹽水解中間產(chǎn)物和最后生成的Al(OH)3(am)礬花對(duì)氟離子的配體交換、物理吸附、卷掃作用去除水中的氟離子。與鈣鹽沉淀法相比，鋁鹽絮凝沉淀法具有藥劑投加量少、處理量大、一次處理后可達(dá)國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)的優(yōu)點(diǎn)。硫酸鋁、聚合鋁等鋁鹽對(duì)氟離子都具有較好的混凝去除效果。使用鋁鹽時(shí)，混凝最佳pH為6.4～7.2［23～14］，但投加量大，根據(jù)不同情況每 m3水需投加150～1000 g，這會(huì)使出水中含有一定量的對(duì)人體健康有害的溶解鋁。使用聚鋁后，投加量可減少一半左右，絮凝沉淀的pH范圍擴(kuò)大到5～8 。聚鋁的除氟效果與聚鋁本身的性質(zhì)有關(guān)，堿化度為75%的聚鋁除氟最佳，投加量以水中F與 Al的摩爾比為0.7左右時(shí)最佳［15］。鋁鹽絮凝沉淀法也存在著明顯的缺點(diǎn)，即使用范圍小，若含氟量大，混凝劑使用量多，處理費(fèi)用較大，產(chǎn)生污泥量多；氟離子去除效果受攪拌條件、沉降時(shí)間等操作因素及水中SO42-，Cl-等陰離子的影響較大，出水水質(zhì)不夠穩(wěn)定，這與目前對(duì)混凝除氟機(jī)理認(rèn)識(shí)還很不夠有關(guān)，研究絮凝除氟機(jī)理具有明顯的現(xiàn)實(shí)意義。

鋁鹽絮凝去除氟離子機(jī)理比較復(fù)雜，主要有吸附、離子交換、絡(luò)合沉降三種作用機(jī)理。

(1)吸附。鋁鹽絮凝沉淀除氟過(guò)程為靜電吸附，最直接的證據(jù)是AC或PAC含氟絮體由于吸附了帶電荷的氟離子，正電荷被部分中和，相同pH條件下ζ電位要比其本身絮體要低。另一證據(jù)是當(dāng)水中SO42-，Cl-等陰離子的濃度較高時(shí)，由于存在競(jìng)爭(zhēng)，會(huì)使絮凝過(guò)程中形成的Al(OH)3(am)礬花對(duì)氟離子的吸附容量顯著減少。

鋁鹽絮凝除氟過(guò)程中生成的具有很大表面積的無(wú)定性的Al(OH)3(am)絮體，對(duì)氟離子產(chǎn)生氫鍵吸附。氟離子半徑小，電負(fù)性強(qiáng)，這一吸附方式很容易發(fā)生，這已在鋁鹽除氟絮體紅外光譜中得到證實(shí)［16］。不管是化學(xué)吸附還是物理上的靜電吸附，只要是離子吸附方式，就會(huì)使鋁鹽水解陽(yáng)離子所帶的正電荷降低，從而使絮體的ζ電位值下降。AC和 PAC含氟絮體的ζ電位都比本身絮體的ζ電位低，說(shuō)明鋁鹽除氟過(guò)程中離子吸附是一重要的作用方式。

XPS試驗(yàn)表明［17］，絮體Al(OH)3(am)對(duì)NaF和HF的吸附為分子吸附。這兩種吸附的具體方式尚有待于進(jìn)一步研究，最有可能的是氟離子先以氫鍵或靜電作用方式吸附到絮體上，然后鈉離子和氫離子作為電荷平衡離子吸附到上面而構(gòu)成分子吸附。

(2)離子交換。氟離子與氫氧根的半徑及電荷都相近，鋁鹽絮凝除氟過(guò)程中，投加到水中的 Al13O4(OH)147+等聚羥陽(yáng)離子及其水解后形成的無(wú)定性Al(OH)3(am)沉淀，其中的OH-與F-發(fā)生交換，這一交換過(guò)程是在等電荷條件下進(jìn)行的，交換后絮體所帶電荷不變，絮體的ζ電位也不會(huì)因此升高或降低，但這一過(guò)程中釋放出的OH-，會(huì)使體系的pH升高，說(shuō)明離子交換也是鋁鹽除氟的一個(gè)重要的作用方式［18］。

(3)絡(luò)合沉淀。F-能與Al3+等形成從AlF2+，AlF2+，AlF3到 AlF63-共6種絡(luò)合物，溶液化學(xué)平衡的計(jì)算表明，在F-濃度為1×10-4～1×10-2 mol/L的鋁鹽混凝除氟體系中，pH為5～6的情況下，主要以AlF2+， AlF3，AlF4- 和AlF52-等形態(tài)存在，這些鋁氟絡(luò)合離子在絮凝過(guò)程中會(huì)形成鋁氟絡(luò)合物 (AlFx(OH)(3-x)和Na(x-3)AlFx)或夾雜在新形成的 Al(OH)3(am)絮體中沉降下來(lái)，絮體的IR和XPS譜圖最終觀察到的鋁氟絡(luò)離子AlFx(3-x)+一部分是絡(luò)合沉降作用的結(jié)果，另一部分則可能是離子交換的產(chǎn)物［19］。

轉(zhuǎn)貼于 3　吸附方式

用于除氟的常用吸附劑主要有活性氧化鋁、斜發(fā)沸石、活性氧化鎂，近年來(lái)還報(bào)道了氟吸附容量較高的羥基磷灰石、氧化鋯等。利用這些吸附劑可將氟濃度為10 mg/L的廢水處理到1 mg/L以下，達(dá)到飲用水的標(biāo)準(zhǔn)。這些吸附劑的基本情況總結(jié)于表1。表1列出的為原水氟質(zhì)量濃度為10 mg/L左右和最佳運(yùn)行條件下的常用氟吸附劑吸附容量變化范圍。

表1　常用氟吸附劑的吸附容量變化范圍 吸附劑種類 吸附容量(mg/g) 最佳吸附pH 斜發(fā)沸石［20］ 0.06～0.3 7.3～7.9 活性氧化鋁［21～22］ 0.8～2.0 4.5～6 活性氧化鎂［23］ 6～14 6～7 粉煤灰［24］ 0.01～0.03 3～5 羥基磷酸鈣［25］ 2～3.5 6～7 氧化鋯樹(shù)脂［26］ 30 3.5～7

吸附法一般將吸附劑裝入填充柱，采用動(dòng)態(tài)吸附方式進(jìn)行，操作簡(jiǎn)便，除氟效果穩(wěn)定，但存在如下缺點(diǎn)：

(1)吸附容量低。由表1可見(jiàn)，常用的吸附劑如斜發(fā)沸石和活性氧化鋁吸附容量都不大，在0.06～2 mg/g之間。新近報(bào)道的羥基磷酸鈣的氟吸附量可達(dá)3.5 mg/g，活性氧化鎂的氟吸附為6～14 mg/g，但使用過(guò)程中易流失。以稀土氧化鋯為主制成的氟吸附劑的吸附量可高達(dá)30 mg/g。這些新型的吸附劑雖價(jià)格比較貴，但處理后，吸附容量下降緩慢，可反復(fù)使用，是一個(gè)發(fā)展方向。粉煤灰中含有活性氧化鋁，也可用于處理含氟廢水，可直接往廢水中投加，以廢治廢，成本低廉，缺點(diǎn)是氟吸附量小，投加量大，通常需投加40～100 mg/L才能使出水氟含量達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)［24］。

(2)處理水量小。當(dāng)水中氟離子濃度為5 mg/L時(shí)，每kg吸附劑一般只能處理10～1000 L 水，且吸附時(shí)間一般在0.5 h以上。吸附法只適用于處理水量較小的場(chǎng)合，如飲用水處理。

活性氧化鋁是氫氧化鋁在一定的溫度(400～600℃)下焙燒而成的一種r型氧化鋁，與氟離子的交換反應(yīng)如下：

Al2O3·Al2(SO4)3·nH2O+6F-

Al2O3·2AlF3·nH2O+3SO42-

若原水中氟濃度過(guò)高，活性氧化鋁吸附處理效果急劇下降；若水中含有磷酸根和硫酸根時(shí)，影響脫氟效果。活性氧化鋁吸附容量隨pH的升高而降低，脫氟效果較好的pH為5～6.5［25］；使用粒徑一般采用0.3～0.6 mm為宜。使用后的活性氧化鋁常用硫酸鋁或氫氧化鈉和硫酸再生。

對(duì)活性氧化鋁除氟機(jī)理研究較多，但存在著不同的看法。主要觀點(diǎn)有二：一種認(rèn)為活性氧化鋁除氟是吸附過(guò)程；另一種則認(rèn)為活性氧化鋁除氟是水中氟離子與除氟劑中的陰離子的交換過(guò)程。劉裴文等人［27］提出了吸附交換的過(guò)程，X光光電子能譜解析表明，初次用于水處理的活性氧化鋁(包括再生后表面組成與其相同者)除氟本質(zhì)上是分子吸附。化學(xué)分析表明，用硫酸鋁再生的活性氧化鋁除氟是吸附交換。

4　小結(jié)及討論

(1)利用化學(xué)沉淀法可以處理高濃度的含氟廢水，氟離子初始濃度為1000～3000mg/L 時(shí)，石灰法處理后的最終濃度可達(dá)20～30 mg／L，該法操作簡(jiǎn)便，處理費(fèi)用低。但由于泥渣沉降速度慢，需要添加氯化鈣或其它絮凝劑，使沉淀加速。設(shè)法提高鈣離子濃度及保持高的 pH而使氟化鈣沉降是降低氟離子濃度的主要途徑。另外，聯(lián)合使用磷酸鹽、鎂鹽、鋁鹽等，比單純用鈣鹽除氟效果好。

(2)絮凝沉淀法對(duì)高濃度含氟水除氟效果差，處理后水中硫酸根濃度偏高。

(3)吸附法適用于水量較小的飲用水深度處理，吸附劑大多起陰離子交換作用，因此除氟效果十分明顯，但都要加特殊的處理劑和設(shè)置特定設(shè)備，處理費(fèi)用往往高于沉淀法，且操作復(fù)雜。使用羥基磷灰石活性氧化鎂稀土金屬氧化物等新型吸附劑可提高處理效果。

(4)對(duì)于高濃度的含氟廢水往往需進(jìn)行兩步處理，先用石灰進(jìn)行沉淀，使氟含量降低到20 ～30 mg／L，繼而用吸附劑處理使氟含量降到10 mg/L以下。

(5)鑒于含氟廢水在種類、數(shù)量、氟含量及其它的污染物等方面差異甚大，因此在選擇處理方法時(shí)，要根據(jù)實(shí)際，因地制宜。尤其注重以廢治廢的綜合治理。

(6)含氟水處理過(guò)程中，各種除氟機(jī)理有可能同時(shí)發(fā)生。開(kāi)展除氟機(jī)理的研究工作，有助于現(xiàn)有除氟工藝的改善和除氟新方法的開(kāi)發(fā)。

參考文獻(xiàn)

1　MachoyMokrzynska A. Fuorine in toxicology，medicine，and environment protection. Fluorine，1999，32(4):248～250

2　吳沈春.環(huán)境與健康.北京：人民衛(wèi)生出版社，1990.367～368

3　國(guó)家環(huán)保局.水和廢水檢測(cè)分析方法.北京：環(huán)境科學(xué)出版社，1989.574～575

4　Reardon J. Limestone reactor for fluorine from the wastewaters.Environment Science & Technology，2000，34(15):3247～3253

5　Amor Z Bariou B.Fluorine removal from brackish water by electrodialysis.Desalination，2001，133(3):215～223

6　Parthasarathy N，Buffle J， et al. Conbined use of calcium sails and polymeric aluminium bysdroxide for defluoridation of wastewater.Water Research，1996: 29(4)443～448

7　唐錦濤，等.螢石礦高氟廢水處理.環(huán)境化學(xué)，1990，9(3)：20～24

8　李雪玲，劉俊峰，李培元.石灰沉淀法除氟的應(yīng)用.水處理技術(shù)，2000，26(6)：359～361

9　武麗敏，錢振華.含F(xiàn)工業(yè)廢水處理的一種新方法.工業(yè)水處理，1995，15(3)：20～22

10 閻秀芝.CaCl2磷酸鹽法處理含氟廢水的探討.環(huán)境保護(hù)科學(xué)，1998，24(2)：12～14

11 Saha S. Treatment of aqueous effluent for fluoride removal. Water Research， 1993， 27(8):1347～1350

12 Toyoa A Trata T.New method for treating fluorine waste water to reduce sludge and running costs.IEEE transaction on semiconductor manufacturing， 2000， 13(3):305～309

13 凌波.鋁鹽混凝沉淀除氟水.水處理技術(shù)，1990，16(6)：418～421

14 盧建杭，劉維屏，王紅斌.鋁鹽混凝法除氟離子的一般作用規(guī)律.化工環(huán)保，2000，20(6)：7～11

15 劉士榮，楊愛(ài)云，等.硫酸鋁混凝處理磷肥廠高氟廢水?dāng)?shù)學(xué)模型.水處理技術(shù)，1992，18(2)：96～101

16 Krossner M Scholz G， et al.Ab initio study of the AlX3…2H2O(X=F， Cl)and AlF3 complexes.J Phys Chem，1997，101:1555～1560

17 Bose O，Kemnitz，et al.XPS analysis of AlF3 phase ith Al successively substituted by Mg to used for heterogeneously catalyzed Cl/F exchange reactional Appl Surf Sci，1997，120:181～190

18 盧建杭.鋁鹽混凝劑水解聚合形態(tài)分析及混凝機(jī)理研究.杭州：浙江大學(xué)博士學(xué)位論文，1999

19 盧建杭，劉維屏，鄭巍.鋁鹽混凝去除氟離子的作用機(jī)理探討.環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2000，20(6)：709～713

20 李榮桂，肖舉強(qiáng)，等.新型除氟材料--活化沸石.水處理技術(shù)，1994，20(3)：173～176

21 曲長(zhǎng)菱，姜兆春，等.飲水除氟的試驗(yàn)評(píng)估.環(huán)境科學(xué)，1994，15(4)：19～22

22 Azbar N Turkman A.Defluridation in the drinking waters.Water Science & Technology， 2000， 42(1):403～407

23 王鳳鳴，王東.含氟飲用礦泉水中氟的凈化工藝.水處理技術(shù)，1996，22(4)：223～226

24 馬艷然，樊寶生，等.粉煤灰處理含氟廢水.水處理技術(shù)，1993，19(6)：355～359

25 陶大均，李易煒.高氟飲用水的脫氟技術(shù).干旱環(huán)境檢測(cè)，1997，11(3)：163～165

26 李永明，李鳳蘭.新型氟離子吸附劑的研究.工業(yè)水處理技術(shù)，1997，17(6)：11～12

篇6

關(guān)鍵詞：餐飲廢水；可再生綠色能源；微生物燃料電池

隨著我國(guó)第三產(chǎn)業(yè)的發(fā)展，餐飲業(yè)作為龍頭產(chǎn)業(yè)正在逐年加速發(fā)展，隨之排放的餐飲廢水也在逐年遞增［1-2］。據(jù)國(guó)內(nèi)幾大城市對(duì)餐飲業(yè)排放污水污染指標(biāo)檢測(cè)的結(jié)果顯示：BOD為300～400mg/L，SS為300～400mg/L，COD為1～4mg/L，油脂在150mg/L以上［3］。此類廢水中成分復(fù)雜，懸浮物較多，既有較高濃度的動(dòng)植物油，也有含量很高的有機(jī)物，未經(jīng)處理直接排放到市政管網(wǎng)將引起較大的經(jīng)濟(jì)損失和危害人體健康。近年，由于大量有機(jī)能源浪費(fèi)和全球可再生綠色能源危機(jī)的發(fā)生，合理利用可再生能源成為重要的發(fā)展趨勢(shì)，餐飲廢水中含有大量的有機(jī)物，將其預(yù)處理后與新興的微生物燃料電池結(jié)合，不僅可以去除餐飲廢水中的有機(jī)物，還可以產(chǎn)生電能。

1餐飲廢水的特點(diǎn)

（1）餐飲廢水中含脂肪類及動(dòng)植物油居多，漂浮于水面的油，影響空氣和水界面的氧交換，分散于水中的油可被微生物氧化分解，故油類不僅降低復(fù)氧速率，而且消耗水中的溶解氧，使水質(zhì)惡化。若要利用廢水中的有機(jī)物需對(duì)其進(jìn)行預(yù)處理，使其不影響后續(xù)裝置的運(yùn)行。（2）餐飲廢水的排放時(shí)間較集中，且流量變化較大。（3）餐飲營(yíng)業(yè)場(chǎng)所較分散，且大多布置緊湊，空間狹小，可利用空間有限。（4）國(guó)內(nèi)已研制出處理餐飲廢水的一體化設(shè)備，可因處理能力有限，且一次性投資較大，許多餐飲店一般都不采用。

2餐飲廢水的處理技術(shù)

根據(jù)餐飲廢水的組成及污染物的性質(zhì)，其主要處理任務(wù)是去除高濃度的動(dòng)植物油、有機(jī)物及大量的懸浮物質(zhì)。目前，我國(guó)對(duì)于餐飲廢水處理的主要技術(shù)方法有混凝法、電化學(xué)法及生物處理法等。其中生物處理法又包括SBR法、厭氧-好氧聯(lián)合工藝法、膜生物反應(yīng)器法等。2.1SBR法SBR是序批式活性污泥處理系統(tǒng)的簡(jiǎn)稱，是一種使用間歇曝氣方式的活性污泥污水處理技術(shù)。蒙溫婉等［4］選用SBR工藝，考察曝氣時(shí)間、污泥沉降比及溶解氧對(duì)處理效果的影響，從而確定出該工藝的最佳運(yùn)行條件。SBR法運(yùn)行效果穩(wěn)定，有較強(qiáng)的耐沖擊能力，工藝簡(jiǎn)單，處理時(shí)間短、處理效果好，具有較好的脫氮除磷效果且維護(hù)管理方便，可以實(shí)現(xiàn)自動(dòng)控制。SBR法對(duì)于流量時(shí)變化系數(shù)大和流量變化較大的餐飲廢水來(lái)說(shuō)是一種較好的選擇。餐飲廢水經(jīng)SBR法處理后，出水水質(zhì)一般能達(dá)到《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)（GB8978-1996）》二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。SBR法的不足之處是不能連續(xù)進(jìn)水和出水，且單池造價(jià)相對(duì)較高。2.2厭氧-好氧聯(lián)合工藝法對(duì)于COD含量常常大于1000mg/L的餐飲廢水，可以考慮用厭氧-好氧聯(lián)合工藝來(lái)處理，廢水常見(jiàn)的工藝有：巴顛甫脫氮除磷工藝、水解酸化-缺氧-好氧聯(lián)合工藝、厭氧-缺氧-好氧聯(lián)合工藝等。這些工藝通常是先進(jìn)行厭氧處理，去除廢水中大部分溶解性有機(jī)物，并將大分子物質(zhì)轉(zhuǎn)化成小分子物質(zhì)，再用好氧裝置進(jìn)行進(jìn)一步降解，去除殘余的含碳有機(jī)物質(zhì)。趙錦輝等［5］采用厭氧—好氧填料床聯(lián)合工藝處理餐飲廢水中有機(jī)物、懸浮物、氨氮、磷素，當(dāng)水力停留時(shí)間（HRT）為8h，即厭氧4h和好氧4h，進(jìn)水流量為260L/d，工藝對(duì)CODCr的去除率可達(dá)到90%以上，其中出水CODCr、氨氮、S、磷酸鹽指標(biāo)均達(dá)到國(guó)家一級(jí)排放標(biāo)。2.3膜生物反應(yīng)器法膜生物反應(yīng)器法是指把生物反應(yīng)與膜分離相結(jié)合，利用膜作為分離介質(zhì)代替常規(guī)重力沉淀固液分離獲得出水，并能改變反應(yīng)進(jìn)程和提高反應(yīng)效率的污水處理方法。此法是現(xiàn)代膜分離技術(shù)與生物技術(shù)有機(jī)結(jié)合的新型廢水處理技術(shù)，膜分離技術(shù)大大提高了生物反應(yīng)器的處理效率。MBR工藝的不利之處在于膜價(jià)格高，系統(tǒng)投資較大，膜易污染等。尹艷華等［6］在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)研究了膜生物反應(yīng)器處理餐飲廢水。此試驗(yàn)在長(zhǎng)達(dá)近3個(gè)月的運(yùn)行時(shí)間內(nèi)，膜生物反應(yīng)器法對(duì)餐飲廢水處理效果較好，且運(yùn)行穩(wěn)定，出水不僅能達(dá)到《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)（GB8978-96》的一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，而且還可達(dá)到中水回用水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。

3微生物燃料電池處理餐飲廢水

微生物燃料電池（MFC）是近年來(lái)新興的一種產(chǎn)電和水處理結(jié)合的方法，其原理是利用微生物代謝活動(dòng)將儲(chǔ)存在有機(jī)物中的化學(xué)能直接轉(zhuǎn)化為電能，產(chǎn)電的同時(shí)也能達(dá)到去除污廢水中的有機(jī)物、凈化水質(zhì)的效果。微生物燃料電池利用污廢水中的有機(jī)物，在處理污廢水的同時(shí)產(chǎn)生電能，而且產(chǎn)電的整個(gè)過(guò)程不會(huì)產(chǎn)生任何污染環(huán)境的有害氣體和液體，被看作是一種高效益、低能耗、清潔環(huán)保的新型廢水處理工藝［7-9］。微生物燃料電池簡(jiǎn)單易操作，成本較其他產(chǎn)電裝置低，其燃料的來(lái)源較廣泛。樊立萍和苗曉慧［10］在研究不同電解液及污水稀釋比條件下，雙室MFC處理食堂餐飲廢水的污水處理效果和產(chǎn)電性能，得到較好的適合MFC廢水處理與同步產(chǎn)電的運(yùn)行環(huán)境。當(dāng)濃度為0.4mol/L的NaCl作為陰極電解液且在污水稀釋比為2∶1的條件下，微生物燃料電池系統(tǒng)的產(chǎn)電量最大，穩(wěn)態(tài)電流密度為8.8mA/m2。此時(shí)得到污水處理效果比較理想，且COD去除率為33.3%。

4結(jié)語(yǔ)

篇7

關(guān)鍵詞：給水廠污泥；磷；吸附；廢水處理

中圖分類號(hào)：X705文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：16749944（2013）02012903

1引言

磷是使水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要控制因子，有效去除磷，已成為防治水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要途徑＼[1，2＼]。吸附法除磷可有效去除水中的磷，但由于常規(guī)吸附劑價(jià)格昂貴，處理成本高，所以對(duì)廉價(jià)、高效的吸附劑的開(kāi)發(fā)已成為一個(gè)研究熱點(diǎn)＼[3～5＼]。

給水廠污泥主要由懸浮物、膠體物質(zhì)、有機(jī)物、微生物以及生產(chǎn)過(guò)程中加入的混凝藥劑等組成，是一種多孔、大比表面的固體物質(zhì)，可以用作吸附劑。本文對(duì)給水廠污泥吸附水中磷的性能進(jìn)行了研究，探討含磷廢水低成本處理方法。

2材料與方法

2.1實(shí)驗(yàn)材料

給水廠污泥：取自西安市南郊水廠，于100 ℃ 烘干48 h，研碎后用篩子篩分，得到粒徑為60目的粉末。

實(shí)驗(yàn)配水：由于典型的生活污水中總磷含量在3～15mg/L （以磷計(jì)） ，且在廢水除磷過(guò)程中， 主要關(guān)注正磷酸鹽的去除＼[6＼]。因此實(shí)驗(yàn)用水采用人工配制的正磷酸鹽溶液，濃度為10.0mg/L （以磷計(jì)）。

2.2實(shí)驗(yàn)儀器

SHA-B恒溫振蕩器，VIS-7220分光光度計(jì)，AB104-N分析天平，202A-1型恒溫干燥箱。

2.3實(shí)驗(yàn)方法

2.3.1吸附動(dòng)力學(xué)

移取6份50mL，10mg/L的正磷酸鹽溶液于6個(gè)250mL錐形瓶中，分別稱取3g給水廠干污泥依次加入錐形瓶中，pH值為6，于25℃的恒溫振蕩器中振蕩，依次在不同的時(shí)間取出錐形瓶，過(guò)濾，采用磷鉬藍(lán)分光光度法測(cè)定磷含量。按式（1）和（2）計(jì)算去除率和吸附量。

去除率：R=（1-C/C0）×100%（1）

吸附量：q=C0-C1213m×v12131000（2）

式中 C0、C分別為吸附前后磷的濃度，mg/L；v為原水體積，mL；m為給水廠干污泥用量，g。

2.3.2吸附等溫線

分別將3g干污泥投入50 mL濃度為1～25 mg/L含磷溶液中，在25℃、30℃、40℃時(shí)振蕩30min后過(guò)濾，取濾液，測(cè)定磷濃度。

3結(jié)果與討論

3.1吸附動(dòng)力學(xué)

給水廠污泥吸附磷的吸附量隨時(shí)間的變化見(jiàn)圖1。

已經(jīng)達(dá)到吸附飽和，此時(shí)去除率達(dá)93.35%，飽和吸附量為0.154mg/g。

采用Lagergren一級(jí)吸附速率方程和二級(jí)吸附速率方程對(duì)吸附過(guò)程進(jìn)行擬合。擬合參數(shù)如表1所示。擬合公式如下。

Lagergren一級(jí)吸附速率方程的直線形式為：

log10（qe-qt）=log10qe-k112132.303t（3）

式中qt為t時(shí)刻的吸附量，mg/g；k1為一級(jí)吸附速率常數(shù)，min-1；qe為平衡吸附量，mg/g。

Lagergren二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的直線形式為：

t1213qt=11213k2q2e+11213qet（4）

2013年2月綠色科技第2期

程愛(ài)華，等：給水廠污泥吸附磷的動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)研究環(huán)境與安全

式中k2為二級(jí)吸附速率常數(shù)，g·mg-1·min-1。

表1給水廠污泥吸附磷的動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)

速率方程1213吸附速率常數(shù)1213相關(guān)系數(shù)R2一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型12135.628min-112130.373二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型121311.912×10-3g·mg-1·min-112130.999

通過(guò)對(duì)比發(fā)現(xiàn)給水廠污泥對(duì)磷的吸附動(dòng)力學(xué)符合Lagergren二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)模型。其相關(guān)系數(shù)R2大于0.99，說(shuō)明給水廠污泥對(duì)磷的吸附主要是以化學(xué)吸附為主。

3.2吸附等溫線

不同溫度下的吸附等溫線見(jiàn)圖2。

3.3吸附熱力學(xué)

通過(guò)以下方程計(jì)算給水廠干污泥吸附磷的吸附自由能（ΔG） ，吸附焓（ΔH）和吸附熵（ΔS ）＼[7＼]。

ΔG=-RTlnKF，ΔG=ΔH -TΔS，

lnKF=ΔS/R-ΔH/RT

式中R為熱力學(xué)常數(shù)，8.314 J·K-1·mol-1；T為絕對(duì)溫度，KF為Freundlich方程中的常數(shù)。

給水廠干污泥對(duì)含磷廢水的吸附熱力學(xué)參數(shù)見(jiàn)表3。

4結(jié)語(yǔ)

給水廠污泥可吸附水中磷，吸附量可達(dá)0.154mg/g。吸附過(guò)程可用二級(jí)吸附動(dòng)力學(xué)方程來(lái)描述，符合Freundlich等溫吸附模型，說(shuō)明給水廠污泥吸附磷主要是以化學(xué)吸附為主。通過(guò)熱力學(xué)函數(shù)的估算，得到：ΔH為-83.34kJ·mol-1，說(shuō)明該吸附是放熱過(guò)程；ΔG、ΔS均為負(fù)值，表明該吸附過(guò)程是自發(fā)進(jìn)行的，吸附過(guò)程發(fā)生以后，整個(gè)體系的混亂度變小了。

參考文獻(xiàn)：

[1]王凱軍，賈立幫. 城市污水生物處理新技術(shù)開(kāi)發(fā)與應(yīng)用＼[M＼].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2001.

[2]王桂芹. 水體富營(yíng)養(yǎng)化的原因、危害及防止對(duì)策＼[J＼]. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2000，22（專輯）：116～118.

[3]L Johansson. Phosphate removal using blast furnace slags and opoka mechanisms＼[J＼]. Wat Res， 2000， 34 （1） ： 259～265.

[4]L Johansson. The use of leach for the removal of phosphorus from wastewater＼[J＼]. Wat Sci Tech， 1997， 35 （5） ： 87～93.

[5]趙桂瑜，周琪. 沸石吸附去除污水中磷的研究＼[J＼]. 水處理技術(shù)， 2007， 33 （2） ： 34～37.

篇8

關(guān)鍵詞：矸石基吸附劑 廢水處理 環(huán)保

1、引言

目前全世界每年排入環(huán)境中的工業(yè)廢水和生活污水達(dá)6000～7000億噸。廢水的主要有害物質(zhì)有酚、汞、鎘、鉻、鋅和有機(jī)物等[1]。矸石基吸附劑由于比表面積大、吸附性能高、離子交換性良好，功能與活性炭相當(dāng)，甚至更好，而其制備原料價(jià)格低廉，工藝簡(jiǎn)單，經(jīng)過(guò)開(kāi)發(fā)利用，在廢水處理方面可以作為活性炭替代品，近年來(lái)它在環(huán)境保護(hù)和污染防治方面的應(yīng)用得到了廣泛的研究，特別是在工業(yè)污水處理、生活用水凈化和硬水處理等方面已取得了一定的進(jìn)展。矸石基吸附劑在廢水處理中的應(yīng)用一直是國(guó)內(nèi)外學(xué)者的研究重點(diǎn)。如矸石基吸附劑或活化后的矸石基吸附劑去除廢水中的Pb2+、Cr3+、Cd2+等重金屬離子，磷酸鹽、N-NH4+、有機(jī)污染物，吸附去除SO2、NOX等氣體，海水淡化以及對(duì)廢水脫色除臭等方面都有應(yīng)用。經(jīng)表面活性劑活化的有機(jī)矸石基吸附劑對(duì)無(wú)機(jī)污染物CrO42-、SO42-、SeO42-等和有機(jī)污染物如聚氯乙烯、苯系列都具有很高的去除率。矸石基吸附劑具有良好的離子交換性能，而且其交換出的鉀、鈣、鈉等都是相對(duì)來(lái)說(shuō)比較無(wú)害的離子，因此矸石基吸附劑可作為廢水處理的理想材料。

2、矸石基吸附劑在廢水處理中的應(yīng)用

2.1去除廢水中的重金屬離子

鎘、汞、鉛、鋅等重金屬離子是造成環(huán)境污染、對(duì)人體極為有害的物質(zhì)，消除方法有活性炭吸附法、溶劑萃取法和離子交換法等。實(shí)驗(yàn)表明，用矸石基吸附劑特別是用NaOH、HCl和NaCl處理過(guò)的矸石基吸附劑處理上述重金屬離子效果較好，被矸石基吸附劑吸附交換的重金屬離子，還可濃縮回收，矸石基吸附劑經(jīng)處理也可再生使用。矸石基吸附劑經(jīng)改性處理后，表面積明顯增加，從而提高了它的吸附能力，并用改性矸石基吸附劑處理含鉛廢水進(jìn)行了試驗(yàn)研究[2]，結(jié)果表明，在廢水pH值為4～12、Pb2+為0～100mg/L范圍內(nèi)，按鉛/改性吸附劑重量比為1/200投加活化矸石基吸附劑進(jìn)行處理，鉛去除率在98%以上。Bowman[3]等發(fā)現(xiàn)，表面活性劑改性的矸石基吸附劑，特別是用陽(yáng)離子表面活性劑改性的吸附劑，在保持原來(lái)去除重金屬離子、銨離子和其他無(wú)機(jī)物及某些有機(jī)物能力的同時(shí)，還可有效去除水中的含氧酸陰離子，并大大提高了其去除有機(jī)物的能力。

2.2去除廢水中氨氮和磷

水體中的氨氮和磷含量增加會(huì)導(dǎo)致水體的富營(yíng)養(yǎng)化，從而破壞水生態(tài)環(huán)境。因此去除廢水中的氨氮和磷已成為水處理的重要課題之一。對(duì)于矸石基吸附劑在水處理領(lǐng)域的應(yīng)用，國(guó)內(nèi)外學(xué)者已經(jīng)做了比較廣泛深入的研究[4]。但是用于去除污染水中的氨氮的研究較多，而用于處理磷的研究較少；用于處理廢水的研究較多，而用于微污染水源水的研究相對(duì)較少，用于同步脫氮除磷的更少。通過(guò)研究可看出用改性矸石基吸附劑作為污水處理材料，具有以下諸多優(yōu)點(diǎn)：儲(chǔ)量豐富、價(jià)廉易得；制備方法簡(jiǎn)單；可去除水中無(wú)機(jī)和有機(jī)污染物；具有較高的化學(xué)和生物穩(wěn)定性；容易再生等。我國(guó)煤矸石礦產(chǎn)資源豐富，因此，應(yīng)加強(qiáng)煤矸石制備吸附劑在污水處理方面的應(yīng)用研究，開(kāi)發(fā)價(jià)廉物美的新產(chǎn)品，并盡快將其轉(zhuǎn)化為工業(yè)生產(chǎn)力，以適應(yīng)社會(huì)發(fā)展的需要，使廉價(jià)的沸石在環(huán)保行業(yè)發(fā)揮更大的作用。所以，加強(qiáng)矸石基吸附劑對(duì)微污染水源水中氮磷的凈化和實(shí)際利用研究，改性制備出對(duì)微污染水源水中氮磷具有同步凈化作用的產(chǎn)品，將是今后的研究方向之一。

2.3去除飲用水的氟

氟是一種有毒的物質(zhì)，飲用水中氟的含量過(guò)高，容易使兒童患氟斑病和氟骨癥。研究表明[5]矸石基吸附劑經(jīng)不同濃度NaOH處理后，試驗(yàn)了其脫氟效果并進(jìn)行了再生實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明用矸石基吸附劑處理含氟水成本低，技術(shù)簡(jiǎn)單，適合推廣。另外有研究了用鹽酸、硫酸鋁和高溫方法活化矸石基吸附劑的工藝條件，結(jié)果表明用活化吸附劑處理后的含氟飲用水，基本可達(dá)到國(guó)家飲用水標(biāo)準(zhǔn)。

2.4去除放射性廢水中的銫和鍶

離子交換技術(shù)最早的應(yīng)用之一就是去除和純化放射性同位素銫和鍶。在原子能工業(yè)中，當(dāng)放射性廢液中含有這類物質(zhì)時(shí)，必須將它們儲(chǔ)存到蛻變?yōu)榉€(wěn)定狀態(tài)后才能排除。矸石基吸附劑對(duì)銫和鍶有極強(qiáng)的交換去除能力，不受輻射的影響。而且交換了放射性離子的矸石基吸附劑，將其熔化后可使放射性離子永久固定在晶格內(nèi)，防止其擴(kuò)散污染[6]。

2.5處理印染廢水和含油廢水

我國(guó)為印染工業(yè)大國(guó)，每年的廢水排放量在400萬(wàn)m3。含油廢水主要來(lái)自于化工廠等企業(yè)，這些廢水如不治理，將造成嚴(yán)重污染。將矸石基吸附劑與優(yōu)質(zhì)煤粉按一定比例混合，擠壓造粒，灼燒成多孔質(zhì)高強(qiáng)度吸附劑顆粒吸附劑，用于吸附處理染液和印染廢水，得到了比較好的脫色效果。尤其是與堿式氯化鋁混凝劑合用處理效果更好，脫色率達(dá)到89.9%[7]。另有，用矸石基吸附劑處理某水廠廢水[8]，結(jié)果表明，沸石對(duì)含油廢水的去除效果顯著，處理后達(dá)到生活用水的標(biāo)準(zhǔn)，且出水水質(zhì)良好、穩(wěn)定，與活性炭相比，具有成本低，機(jī)械強(qiáng)度高的特點(diǎn)。用矸石基吸附劑代替活性炭處理印染廢水和含油廢水具有可行性。

3、矸石基吸附劑在廢水處理中的缺陷

矸石基吸附劑對(duì)水中的陽(yáng)離子有較好的吸附能力。但在污水處理領(lǐng)域中，但是由于吸附劑孔道易堵塞，并且相互連通的程度也較差；其表面硅氧結(jié)構(gòu)具有極強(qiáng)的親水性，結(jié)構(gòu)外部陰離子易水解，導(dǎo)致矸石基吸附劑吸附有機(jī)物的性能極差，并且硅鋁結(jié)構(gòu)本身帶負(fù)電荷，故難以去除水中的陰離子污染物；還因?yàn)轫肥絼┛讖叫∪コ亟饘匐x子效果不太好，其吸附能力往往達(dá)不到要求，所以生產(chǎn)用量相當(dāng)大。這些都是矸石基吸附劑的缺陷。為進(jìn)一步提高矸石基吸附劑的吸附、離子交換等性能必須對(duì)其進(jìn)行改性處理，保持其對(duì)陽(yáng)離子良好吸附能力，并增強(qiáng)其對(duì)陰離子和有機(jī)物的吸附能力。

歸納起來(lái)，主要有以下幾點(diǎn)：

1.在確定影響吸附效果的因素（如pH值、離子強(qiáng)度、有機(jī)物初始濃度、矸石基吸附劑用量等）、對(duì)矸石基吸附劑吸附去除各種污染物的性能、最佳吸附條件、吸附過(guò)程可能的機(jī)理以及吸附有機(jī)物的脫附方法等方面還需做大量的研究工作。

2.目前對(duì)于矸石基吸附劑及改性后的矸石基吸附劑在污水處理中的應(yīng)用及其作用機(jī)理、規(guī)律和影響因素的研究，國(guó)內(nèi)外學(xué)者雖然已作了一些報(bào)道。但這些研究絕大多數(shù)還處于起步階段，僅局限于實(shí)驗(yàn)室規(guī)模，且大多是用來(lái)處理自制廢水，對(duì)于實(shí)際廢水中污染物的吸附處理研究的還較少。造成這種狀況的主要原因?yàn)閷?shí)際污水因來(lái)源不同，成分復(fù)雜，用來(lái)處理廢水的矸石基吸附劑必須進(jìn)行有針對(duì)的改性，而且在處理實(shí)際污水時(shí)的條件和隨后的再生條件的研究也需具體問(wèn)題具體分析，這些方面限制了改性矸石基吸附劑在廢水處理的領(lǐng)域的快速推廣。

參考文獻(xiàn)：

[1]奚旦立.環(huán)境監(jiān)測(cè)（修訂版）[M].北京：高等教育出版社，1994：389-391.

篇9

關(guān)鍵詞：生活污水 處理工藝 特點(diǎn)

1.城市生活污水

城市生活污水主要來(lái)自家庭、商業(yè)和城市公用設(shè)施等，主要由洗滌污水構(gòu)成。生活污水通過(guò)下水道管網(wǎng)系統(tǒng)被輸送到污水處理廠，在污水處理廠進(jìn)行處理后排放。城市生活污水的水量和水質(zhì)具有周期性變化的特點(diǎn)。

有機(jī)物是生活污水的主要污染物，例如：淀粉、蛋白質(zhì)、糖類和礦物油等，城市生活污水的化學(xué)需氧量、生物需氧量、總氮量和總磷量都相對(duì)較高。生活污水經(jīng)過(guò)普通污水處理廠的物理處理和生化處理后，大大降低了化學(xué)需氧量和生物需氧量，但總氮量和總磷量仍然較高。 當(dāng)含氮量和含磷量較高的水質(zhì)排入自然界，容易引起水體的富營(yíng)養(yǎng)化，造成藻類大量生長(zhǎng)繁殖，嚴(yán)重時(shí)會(huì)造成赤潮和水華。氮和磷促使藻類植物大量生長(zhǎng)和繁殖，但是當(dāng)藻類大量死亡時(shí)，就會(huì)造成水體腐敗發(fā)臭，以致水質(zhì)惡化，污染環(huán)境。

2.城市生活污水處理方法

2.1普通曝氣法

普通曝氣法出現(xiàn)的時(shí)間比較早，該方法不但處理生活污水效果好，而且生活污水的處理量較大，在污水處理廠中可以建設(shè)污泥消化池，反應(yīng)所產(chǎn)生的沼氣可以作為能源加以利用。傳統(tǒng)普通曝氣法的缺點(diǎn)是，該工藝只能進(jìn)行常規(guī)的二級(jí)處理，并不可以脫氮除磷；但是通過(guò)近幾年對(duì)普通曝氣法的改進(jìn)，使普通曝氣法克服了這個(gè)缺點(diǎn)，為了達(dá)到脫氮的目的，可以通過(guò)降低曝氣池的容積負(fù)荷來(lái)解決；為了達(dá)到除磷的目的，可以在曝氣池前增設(shè)厭氧區(qū)來(lái)解決。

2.2活性污泥法

簡(jiǎn)單來(lái)說(shuō)，活性污泥法就是利用活性污泥去除廢水中有機(jī)物。首先是回流的活性污泥和污水同時(shí)進(jìn)入曝氣池，并將空氣打入曝氣池，充分混合污水和活性污泥，曝氣池中的微生物吸附、分解污水中的有機(jī)物，起到凈化污水的作用。然后為了使活性污泥和處理后的污水分離，混合液進(jìn)入二次沉淀池進(jìn)行分離操作。最后就可以向外排放凈化后的水，分離出一部分活性污泥通過(guò)回流系統(tǒng)回流至曝氣池，另一部分污泥將從系統(tǒng)中排出。活性污泥法的主要設(shè)備為曝氣池和二次沉淀池。

2.2.1 AB法

AB法是在活性污泥法和兩段法的基礎(chǔ)上產(chǎn)生的，AB法是吸附-生物降解方法的簡(jiǎn)稱，一種新型的污水處理技術(shù)。A段與B段之間是相互隔離的，且擁有獨(dú)立的回流系統(tǒng)，這樣可以保證A段與B段具有不同的微生物系統(tǒng)和各自的反應(yīng)過(guò)程。

A段，污泥負(fù)荷較高，只有一些原核細(xì)菌適于生存并得以生長(zhǎng)和繁殖下來(lái)，污泥中不會(huì)摻在真核生物，因此對(duì)水質(zhì)、pH值的沖擊負(fù)荷起到很好的緩沖作用。A段工藝會(huì)產(chǎn)生大量的污泥，而且在剩余的污泥中，有機(jī)物的含量較高。

B段在較低的負(fù)荷下運(yùn)行，B段的曝氣池中不但含常用的微生物，還有很多世代期比較長(zhǎng)的高級(jí)真核微生物，這些真核微生物可以在有機(jī)物含量較低的情況下生長(zhǎng)繁殖。

2.2.2SBR法

SBR法是序批式活性污泥法的簡(jiǎn)稱，反應(yīng)池是序批式活性污泥法的主體構(gòu)筑物。反應(yīng)和排水等工序都是在污水的反應(yīng)池中完成的，該方法大大簡(jiǎn)化了處理過(guò)程。近年來(lái)序批式活性污泥法不斷改進(jìn)和完善，得到了廣泛的推廣，是目前采用較多的污水處理工藝。

序批式活性污泥法的工藝在空間上是混合的，推流式的時(shí)間模式，其生化反應(yīng)速度較高。序批式活性污泥法的工藝流程很簡(jiǎn)單，而且相對(duì)于其它方法構(gòu)筑物少，造價(jià)低，運(yùn)行費(fèi)用和管理費(fèi)用低。采用靜止沉淀的方法，就可以得到很好的分離效果，且出水的水質(zhì)較高。序批式活性污泥法的運(yùn)行方式比較靈活，可以有多種處理工藝路線。通過(guò)同一種反應(yīng)器，只要改變運(yùn)行的工藝參數(shù)，序批式活性污泥法就可以處理不同性質(zhì)的廢水。

因?yàn)樵c反應(yīng)器是隔離的，即進(jìn)水水質(zhì)的變化不會(huì)對(duì)反應(yīng)器有任何影響，所以序批式活性污泥法工藝的耐沖擊負(fù)荷能力高。而且間歇進(jìn)水和排放只占反應(yīng)器的2/3左右，這種操作方式起到了一定的稀釋作用，進(jìn)一步提高了工藝的耐受能力。

序批式活性污泥法的特點(diǎn)是：反應(yīng)中底物濃度較大、比增長(zhǎng)速率大和泥齡短。因此該方法可以控制絲狀菌的繁殖。

2.2.3AAO法

AAO工藝是由厭氧-缺氧-好氧組成的深度二級(jí)處理工藝，該工藝不但可以解決對(duì)城市污水去除氮和磷的難題，還可以獲得優(yōu)質(zhì)的出水，AAO主要包括兩部分：

1除磷：在厭氧狀態(tài)下，生活污水釋放出聚磷菌；而在在好氧環(huán)境下，可以將其吸收，以污泥的形式排出。

2脫氮：缺氧階段，通過(guò)兼氧脫氮菌的作用，利用水中的有機(jī)物作為氫供給體，將混合液中的硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮?dú)猓瑥亩_(dá)到脫氮的目的。

2.3生物接觸氧化法

2.3.1生物接觸氧化法的定義

生物接觸氧化法就是在生物接觸氧化池內(nèi)安裝一定量的填料，為了使處理污水達(dá)到凈化的目的，通過(guò)填料上的生物膜和供應(yīng)的氧氣發(fā)生生物氧化作用，以此來(lái)將氧化分解廢水中的有機(jī)物。生物接觸氧化法是生物法處理廢水中的一種重要方法。

生物接觸氧化法是一種高效凈化有機(jī)廢水的處理工藝。其不但具有生物膜法的特點(diǎn)，還具有活性污泥法的優(yōu)點(diǎn)。該方法不但適用于處理生活污水，還適用于工業(yè)廢水和養(yǎng)殖污水等，并且已經(jīng)取得了較好的處理效果和經(jīng)濟(jì)效益。生物接觸氧化法具有高效節(jié)能、耐沖擊負(fù)荷等優(yōu)點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于污水處理系統(tǒng)中。

生物接觸氧化法是生活廢水經(jīng)過(guò)物化處理后的重要環(huán)節(jié)，也是整個(gè)處理工藝中的重要環(huán)節(jié)，經(jīng)過(guò)生物接觸氧化法處理，亞硝酸和硫化氰等有害物質(zhì)都可以被有效的除去，對(duì)后續(xù)的處理工藝起到關(guān)鍵作用。

2.3.2生物接觸氧化法的原理

同一般生物膜法相同，生物接觸氧化法是以生物膜吸附廢水中的有機(jī)物，通過(guò)微生物和供應(yīng)的氧氣發(fā)生生物氧化作用，凈化廢水。

一般來(lái)說(shuō)，在氧化池內(nèi)的生物膜主要是由菌膠團(tuán)、絲狀菌和真菌等微生物組成。生物接觸氧化法同普通生物膜法的區(qū)別在于填料的應(yīng)用，也就是微生物在氧化池內(nèi)的狀態(tài)不同，例如：對(duì)于活性污泥法中的絲狀菌，是會(huì)影響生物凈化作用的因素；但是在生物接觸氧化池內(nèi)，由于填料的存在，使絲狀菌呈立體結(jié)構(gòu)，增加了與廢水接觸的表面，而且絲狀菌對(duì)有機(jī)物具有氧化能力，并且適應(yīng)負(fù)荷變化較大的水質(zhì)，可以極大地提高凈化能力。

2.3.3生物接觸氧化法的特點(diǎn)

1．生物接觸氧化法的生化過(guò)程可以分為兩個(gè)階段。第一階段是生物膜吸附有機(jī)物，或者是在細(xì)胞內(nèi)進(jìn)行生物合成，第一階段的吸附合成速度比較快。第二階段就是生化過(guò)程，其中生化過(guò)程以氧化為主，速度較慢。

篇10

關(guān)鍵詞 廢水；鎳；混凝；氣浮

中圖分類號(hào)U46 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼A 文章編號(hào) 1674-6708（2013）84-0150-02

0引言

汽車行業(yè)的生產(chǎn)過(guò)程中，車身本體及其零部件的噴涂工藝中產(chǎn)生的工業(yè)廢水是汽車產(chǎn)業(yè)過(guò)程中廢水產(chǎn)生的主要源頭。涂裝工藝廢水中很有很多污染物，例如國(guó)家嚴(yán)格控制的重金屬離子鎳，表面活性劑LAS、油分、磷酸鹽-、化學(xué)稀料以及有機(jī)溶劑等污染因子。這種混合的涂裝廢水具有COD濃度高的特點(diǎn)，如果不能妥善將廢水進(jìn)行處理，就會(huì)對(duì)環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重污染。目前，汽車制造業(yè)廢水處理的最主要辦法分為鎳處理、混凝沉淀處理和生化處理的方法。由于鎳屬于國(guó)家嚴(yán)格控制的第一類污染物，因此需要單獨(dú)對(duì)于含鎳的廢水進(jìn)行處理，達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)后，再與其他廢水混合，進(jìn)行混凝沉淀處理。混凝沉淀處理主要去除廢水中的油、SS和膠體等直接影響COD數(shù)值的物質(zhì)。

天津某整車制造廠所產(chǎn)生的工業(yè)廢水，主要是涂裝車間及其它小部品涂裝在生產(chǎn)過(guò)程中產(chǎn)生的廢水。還包括成型車間及裝焊車間產(chǎn)生的廢水。目前污水處理后要求達(dá)到GB8978-1996《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》中的三級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。

1廢水的源頭

1.1廢水的源頭及成份

生產(chǎn)廢水的水源包括預(yù)處理和中上涂廢水。其中，預(yù)處理包括脫脂廢水、磷化廢水和電泳廢水；中上涂的廢水包括噴漆廢水、粕池廢水等。主要污染因子為有機(jī)物、有機(jī)溶劑、磷酸鹽、重金屬離子、氨氮、油脂、固體懸浮物等污染物。

1.2廢水水質(zhì)情況及處理水量

生產(chǎn)產(chǎn)生的涂裝廢水一部分為生產(chǎn)時(shí)產(chǎn)生的連續(xù)的清掃水和連續(xù)的溢流水，其他均為周期性排放的廢水及廢液。

2012年該工廠生產(chǎn)廢水折算平均流量為2200噸/日。污泥產(chǎn)生量折算平均為4噸/日（污泥含水率為62%～75%）。

2生產(chǎn)廢水的處理工藝

通過(guò)對(duì)進(jìn)水水質(zhì)的實(shí)驗(yàn)分析可知，污染物主要以鎳、總磷、有機(jī)的化學(xué)污染物及懸浮物為主；其他的還有金屬離子污染物，包括：鋅、錳、油脂、氨氮等。

針對(duì)涂裝廢水的特點(diǎn)，該工廠采用物化處理方法進(jìn)行處理。首先對(duì)于國(guó)家嚴(yán)格控制的一類污染物--鎳進(jìn)行物化的預(yù)處理，之后再與其他廢水混合，采用混凝沉淀的方法。

現(xiàn)有廢水處理工藝及設(shè)備說(shuō)明：

1）化成廢水處理

由車間排入污水處理站的化成廢水進(jìn)入化成（磷化）廢水池，采用間歇處理方式。平均處理水量為600t/日，鎳的濃度受入基準(zhǔn)為小于25mg/L，目前最高受入實(shí)際為24.3mg/L。經(jīng)水質(zhì)調(diào)節(jié)后一般為10mg/L～15mg/L。后由潛水泵提升進(jìn)入預(yù)處理水池，通過(guò)加入堿液及絮凝劑和助凝劑，廢水中的Ni2+與OH-結(jié)合生成Ni（OH）2沉淀，并將廢水的PH值調(diào)整到9左右，因?yàn)镻H值在9的時(shí)候鎳的溶解度達(dá)到最小。Ni（OH）2沉淀通過(guò)與絮凝劑FeSO4、助凝劑PAM結(jié)合，通過(guò)曝氣攪拌，形成礬花，沉淀一定的時(shí)間，產(chǎn)生污泥，可以去除大部分的含Ni污染物。通過(guò)此項(xiàng)處理程序，廢水中鎳的濃度可以降至1mg/L以下，達(dá)到國(guó)家的排放標(biāo)準(zhǔn)。

2）廢水間歇預(yù)處理-水質(zhì)調(diào)節(jié)

因?yàn)槊撝に噺U水、粕池工藝廢水、電泳工藝廢水等進(jìn)水的COD濃度非常高，水質(zhì)也不穩(wěn)定，因此對(duì)后段處理的沖擊較大，因此，設(shè)立了單獨(dú)的源水池，先將車間的排水受入到此調(diào)節(jié)水池，待混合，將水質(zhì)均勻后，再經(jīng)提升泵定量打入調(diào)節(jié)水池。調(diào)節(jié)池內(nèi)設(shè)置空氣攪拌器，充分混合廢水的水質(zhì)，再進(jìn)行下一步的處理。混合廢水的COD控制在1000mg/L以下。之后進(jìn)入混凝沉淀和混凝氣浮的連續(xù)處理系統(tǒng)。

3）混凝沉淀、氣浮

在混凝沉淀的處理中，分成一級(jí)混凝、沉淀、二級(jí)混凝、氣浮的反應(yīng)系統(tǒng)。一級(jí)混凝反應(yīng)槽采用推流式反應(yīng)槽，分為3格。第1格加入聚合FeSO4，第2格加入硫酸或堿來(lái)調(diào)節(jié)PH值，將污水調(diào)整到中性，第3格加入助凝劑PAM，反應(yīng)后進(jìn)入沉淀池，根據(jù)水質(zhì)情況，設(shè)計(jì)廢水的停留時(shí)間，進(jìn)行固液分離沉淀。3格的停留時(shí)間分別為10、10、7.5min一級(jí)反應(yīng)及沉淀的COD去除率約為30%～40%

二級(jí)混凝反應(yīng)槽也采用推流式反應(yīng)槽，分為3格。第1格加入PAC，第2格加入硫酸或堿來(lái)調(diào)節(jié)pH值，將污水調(diào)整到中性，第3格加入助凝劑PAM，反應(yīng)后進(jìn)入氣浮設(shè)備，將質(zhì)量較輕的污染物浮起，進(jìn)行固液分離。二級(jí)反應(yīng)槽3格的停留時(shí)間分別為10、10、7.5min。二級(jí)氣浮反應(yīng)COD的去除率為20%左右，油脂去除率為80%左右。

4）污泥的處置

化成預(yù)處理、沉淀水池、氣浮槽排出的污泥中含有重金屬離子和油脂，屬于危險(xiǎn)廢棄物。需要將這種污泥排入污泥濃縮池，后經(jīng)污泥提升泵進(jìn)入板框式污泥脫水機(jī)，脫水后（脫水后含水率為65%～75%）外運(yùn)到有資質(zhì)處理危險(xiǎn)廢棄物的廠家進(jìn)行填埋處理。2012年該工廠平均每日的污泥產(chǎn)生量約為4t。

污泥脫水方式采用板框式污泥脫水機(jī)，由于板框式污泥脫水機(jī)產(chǎn)生的污泥含水率相對(duì)較低，可以遞減污泥危險(xiǎn)處理的費(fèi)用。自污泥脫水方式由濾帶脫水改善為板框脫水后，2011～2012年每年污泥脫水后產(chǎn)生的危險(xiǎn)廢棄物的處理費(fèi)用平均每年可以遞減約8萬(wàn)元。

3運(yùn)行費(fèi)用分析

2012年此工廠污水處理平均費(fèi)用主要有：電費(fèi)：0.5元/t；自來(lái)水費(fèi)用：0.2元/t；藥劑費(fèi)：3.68元/t；污泥處理費(fèi)：2.44元/t。總運(yùn)行費(fèi)用約為：6.82元/t。

4結(jié)論

磷化廢水中重金屬鎳為國(guó)家控制的一類污染物，根據(jù)國(guó)家環(huán)保部門規(guī)定，此工廠設(shè)置預(yù)處理系統(tǒng)，將金屬鎳離子濃度處理到1.0mg/L以下，從而達(dá)到國(guó)家的要求。

此工廠為了遞減藥品處理費(fèi)用，在原水水質(zhì)穩(wěn)定的情況下，減少二級(jí)氣浮處理的藥量，可以減少PAC及PAM藥品的投入，只自動(dòng)調(diào)節(jié)PH。這樣可以節(jié)省一部分藥品費(fèi)用。平均一年可以節(jié)省藥品費(fèi)用約7.6萬(wàn)元。

由于板框式污泥脫水機(jī)產(chǎn)生的污泥含水率相對(duì)較低， 污泥脫水方式由濾帶脫水改善為板框脫水后，2011年～2012年每年污泥脫水后產(chǎn)生的危險(xiǎn)廢棄物的處理費(fèi)用平均每年可以遞減約8萬(wàn)元。

2012年此工廠污水處理平均費(fèi)用約為：6.82元/t。

該工廠污水站運(yùn)行成本合理、處理工藝穩(wěn)定，作業(yè)員維護(hù)運(yùn)行簡(jiǎn)單。可以滿足汽車制造行業(yè)環(huán)保設(shè)施的要求，從而創(chuàng)造企業(yè)良好的環(huán)保形象。

參考文獻(xiàn)

[1]王春冬，陳文靜.汽車涂裝廢水除鎳的試驗(yàn)研究[J].環(huán)境科學(xué)與管理，2010，35（2）：90-92.