污水处理解决方案

1、市政废水处理

大多数情况下,工业及市政废水经过处理后,还需进行某种形式的三级处理,以便污水水质达到向附近的海、湖等区域排放的标准。如要对废水进行再利用,则必须进行三级处理。金华神舟离心机污水处理设备可进行三级处理,使污水洁净度满足严格的排放标准或进行废水再利用。

2、工业污水处理

金华神舟离心机通过最大化废水利用率、变废为宝、最小化能源消耗与浪费,来帮助减少废水及废物流的环境足迹。 我们提供全套废水处理、污泥处理设备,可对市政污水进行净化,以便排放或再利用,还可回收热能并减少污泥清理量。

3、自来水/淡水处理

金华神舟离心机的离心分离设备通过减少制水过程中的废物量来最小化环境影响,可用于处理自来水厂/淡水处理/淡水中的污泥/杂质处理。

4、废水处理/回收利用

大多数工业生产工艺都会产生需要进行处理或清理的废物流,而异常严格的处理/清理要求是很多公司面临的一大挑战。因此,正确处理废物、减少清理量的能力成为保持运行资质、扩大生产的关键。金华神舟离心机可为现场水处理及废物处理以及工艺水、热、甚至产品回收提供各种解决方案。 提供高效、紧凑型废水处理系统满足污水排放标准解决方案进行废水利用从工艺过程中回收有价值的产品再利用或销售。

5、生活污水处理

6、污水处理处理

来自储泥池(初沉、二沉、物化)中的剩余污泥通过污泥切割机粉碎其中的玻璃,编织带和杂物。污泥泵污泥(浓度0.5-4%以上)送入离心机中,连续配料投加全自动絮凝剂投配装置通过加药泵同时往泥管里投加(1-3‰)絮凝剂溶液,并在进料管附近进行絮凝,变成絮凝团进入离心机。经脱水后的泥饼由螺旋输送器排除出转股,再通过螺旋输送机将泥饼送到室外。

神舟污泥脱水成套系统适用于氧化沟、AB、A/O、A2O、SBR、MBR等工艺以及传统污水处理工艺要求的城市生活污水、市政污水、垃圾渗滤液、城市自来水、净化水及部分工业废水。

7、造纸污水处理

造纸废水主要来自造纸工业生产中的制浆和抄纸两个生产过程。制浆是把植物原料中的纤维分离出来,制成浆料,再经漂白;抄纸是把浆料稀释、成型、压榨、烘干,制成纸张。这两项工艺都排出大量废水。制浆产生的废水,污染最为严重。洗浆时排出废水呈黑褐色,称为黑水,黑水中污染物浓度很高,BOD高达5—40g/L,含有大量纤维、无机盐和色素。漂白工序排出的废水也含有大量的酸碱物质。抄纸机排出的废水,称为白水,其中含有大量纤维和在生产过程中添加的填料和胶料。造纸工业废水的处理应着重于提高循环用水率,减少用水量和废水排放量,同时也应积极探索各种可靠、经济和能够充分利用废水中有用资源的处理方法。例如浮选法可回收白水中纤维性固体物质,回收率可达95%,澄清水可回用;燃烧法可回收黑水中氢氧化纳、硫化钠、硫酸钠以及同有机物结合的其他钠盐。中和法调节废水pH值;混凝沉淀或浮选法可去除废水中悬浮固体;化学沉淀法可脱色;生物处理法可去除BOD,对牛皮纸废水较有效;湿式氧化法处理亚硫酸纸浆废水较为成功。此外,国内外也有采用反渗透、超过滤、电渗析等处理方法。

8、含油废水处理

含油废水主要来源于石油、石油化工、钢铁、焦化、煤气发生站、机械加工等工业部门。废水中油类污染物质,除重焦油的相对密度为1.1以上外,其余的相对密度都小于1。油类物质在废水中通常以三种状态存在。(1)浮上油,油滴粒径大于100μm,易于从废水中分离出来。(2)分散油.油滴粒径介于10一100μm之间,恳浮于水中。(3)乳化油,油滴粒径小于10μm,不易从废水中分离出来。由于不同工业部门排出的废水中含油浓度差异很大,如炼油过程中产生废水,含油量约为150一1000mg/L,焦化废水中焦油含量约为500一800mg/L,煤气发生站排出废水中的焦油含量可达2000一3000mg/L。因此,含油废水的治理应首先利用隔油池,回收浮油或重油,处理效率为60%一80%,出水中含油量约为100一200mg/L;废水中的乳化油和分散油较难处理,故应防止或减轻乳化现象。方法之一,是在生产过程中注意减轻废水中油的乳化;其二,是在处理过程中,尽量减少用泵提升废水的次数、以免增加乳化程度。处理方法通常采用气浮法和破乳法。

9、食品废水处理

食品工业原料广泛,制品种类繁多,排出废水的水量、水质差异很大。废水中主要污染物有(1)漂浮在废水中固体物质,如菜叶、果皮、碎肉、禽羽等;(2)悬浮在废水中的物质有油脂、蛋白质、淀粉、胶体物质等;(3)溶解在废水中的酸、碱、盐、糖类等:(4)原料夹带的泥砂及其他有机物等;(5)致病菌毒等。食品工业废水的特点是有机物质和悬浮物含量高,易腐败,一般无大的毒性。其危害主要是使水体富营养化,以致引起水生动物和鱼类死亡,促使水底沉积的有机物产生臭味,恶化水质,污染环境。

食品工业废水处理除按水质特点进行适当预处理外,一般均宜采用生物处理。如对出水水质要求很高或因废水中有机物含量很高,可采用两级曝气池或两级生物滤池,或多级生物转盘.或联合使用两种生物处理装置,也可采用厌氧—需氧串联。

10、含酚废水处理

含酚废水主要来自焦化厂、煤气厂、石油化工厂、绝缘材料厂等工业部门以及石油裂解制乙烯、合成苯酚、聚酰胺纤维、合成染料、有机农药和酚醛树脂生产过程。含酚废水中主要含有酚基化合物,如苯酚、甲酚、二甲酚和硝基甲酚等。酚基化合物是一种原生质毒物,可使蛋白质凝固。水中酚的质量浓度达到0.1一0.2mg/L时,鱼肉即有异味,不能食用;质量浓度增加到1mg/L,会影响鱼类产卵,含酚5—10mg/L,鱼类就会大量死亡。饮用水中含酚能影响人体健康,即使水中含酚质量浓度只有0.002mg/L,用氯消毒也会产生氯酚恶臭。通常将质量浓度为1000mg/L的含酚废水.称为高浓度含酚废水,这种废水须回收酚后,再进行处理。质量浓度小于1000mg/L的含酚废水,称为低浓度含酚废水。通常将这类废水循环使用,将酚浓缩回收后处理。回收酚的方法有溶剂萃取法、蒸汽吹脱法、吸附法、封闭循环法等。含酚质量浓度在300mg/L以下的废水可用生物氧化、化学氧化、物理化学氧化等方法进行处理后排放或回收。

11、含汞废水处理

含汞废水主要来源于有色金属冶炼厂、化工厂、农药厂、造纸厂、染料厂及热工仪器仪表厂等。从废水中去除无机汞的方法有硫化物沉淀法、化学凝聚法、活性炭吸附怯、金属还原法、离子交换法和微生物法等。一般偏碱性含汞废水通常采用化学凝聚法或硫化物沉淀法处理。偏酸性的含汞废水可用金属还原法处理。低浓度的含汞废水可用活性炭吸附法、化学凝聚法或活性污泥法处理,有机汞废水较难处理,通常先将有机汞氧化为无机汞,而后进行处理。

12、印染废水处理

印染工业用水量大,通常每印染加工1t纺织品耗水100一200t.其中80%一90%以印染废水排出。常用的治理方法有回收利用和无害化处理。

回收利用:

(1)废水可按水质特点分别回收利用,如漂白煮炼废水和染色印花废水的分流,前者可以对流洗涤.一水多用,减少排放量;

(2)碱液回收利用,通常采用蒸发法回收,如碱液量大,可用三效蒸发回收,碱液量小,可用薄膜蒸发回收;

(3)染料回收.如士林染料可酸化成为隐巴酸,呈胶体微粒.悬浮于残液中,经沉淀过滤后回收利用。

无害化处理可分:

(1)物理处理法有沉淀法和吸附法等。沉淀法主要去除废水中悬浮物;吸附法主要是去除废水中溶解的污染物和脱色。

(2)化学处理法有中和法、混凝法和氧化法等。中和法在于调节废水中的酸碱度,还可降低废水的色度;混凝法在于去除废水中分散染料和胶体物质;氧化法在于氧化废水中还原性物质,使硫化染料和还原染料沉淀下来。

(3)生物处理法有活性污泥、生物转盘、生物转筒和生物接触氧化法等。为了提高出水水质,达到排放标准或回收要求.往往需要采用几种方法联合处理。

13、化粪池污水处理

化粪池的原理

化粪池作为生活污水的预处理设施,其利用了厌氧发酵和静置分离的原理川。在重力作用下,生活污水中的大颗粒物质沉降(形成沉渣)或上浮(形成浮渣),同时通过厌氧发酵作用将有机物进行部分降解,进而实现污水的初步处理,满足简易排水要求,或者有利于后续排水及污水处理。如图1所示,污水在化粪池内逐渐分离为3层:浮渣层、中间层和沉渣层。比重轻的物质(油类)或夹带气泡的絮团向上悬浮,形成浮渣层,比重较大的固体沉淀在底层。在兼性/厌氧菌作用下,污水中的污染物质分解产生CH4,CO2和H2S等气体。经过充分稳定化后,清掏的固体可以作为肥料,中间层的液体在环境要求不高时可以直接排放,否则须进人后续处理单元进行进一步处理。上层浮渣和底层沉渣需定期清掏,以免影响化粪池的处理效果。由于化粪池并不能使污染物彻底矿化,其出水中仍然含有较高的污染指标(包括COD,氨氮、SS等),化粪池有时也被视作较为原始的、低效的厌氧污水处理技术。

基于传统化粪池的常规分散污水处理技术。

2. 1传统化粪池及其辅助卫生排水的功能

传统化粪池作为简易排水措施或预处理单元,其主要功能是截留较大的固体颗粒物并对有机物进行部分降解,降低后续处理单兀负荷和减少管道堵塞的风险。传统化粪池大多采用隔墙或隔板进行间隔,构成多格化粪池,研究结果发现多格化粪池的处理效果要好于单格化粪池,目前应用较为广泛的是三格化粪池,如图2所示。生活污水进人到第1池,池内粪便等开始发酵分解,因比重不同,池内开始分层。经过一段时间的发酵和静置分离,中层液体含虫卵、病原体、大颗粒较少,随后经过连接管进人到第2池,沉渣和浮渣物质则被截留在第1池内继续分解。流人到第2池的中层液体进一步发酵或发生固液分离,其中的大颗粒物质较第1池显著减少。第2池的中层液体继续进人到第3池,此时第3池内液体基本腐熟,病原菌、虫卵得到有效去除。第3池主要起储存、沉淀作用。三格化粪池的出水可以满足排人城市下水道的水质要求,与城镇污水处理厂综合排放标准(CB 18918-2002)、农田灌溉水质标准(GB 5084-2005)的要求仍有很大差距。

近年来,我国各地纷纷开展乡村分散污水治理、乡村改水改厕等活动,三格化粪池是我国农村改厕中普遍使用的一种污水处理设施。由于传统化粪池简单易行且费用低廉(几乎无运行费用),其作为辅助卫生排水的初级污水处理设施是非常必要的;然而一些地方将传统化粪池视为最终的环境排放技术,则是赋予化粪池不可承受之重。

早期的化粪池大多是现场构筑,建筑材料以砖砌或钢筋混凝土为主。现场构筑时,化粪池的内外防水性至关重要;即使修建时注意到防渗漏在使用过程中其内部也会由于污水酸化的腐蚀作用而漏水,或者发生板结现象,影响处理效果。近年来,工厂化预制的聚乙烯和玻璃钢化粪池得到推广应用。预制的化粪池质量易控,大规模工业化制造也有利于降低成本。从材质上说,聚乙烯和玻璃钢材质还解决了传统砖砌和钢混材质易渗漏、不耐腐蚀、寿命短等缺点。

2. 2基于传统化粪池的自然处理系统

自然处理系统指的是利用自然过程来进行污水处理,该过程主要依靠自然本身的功能来达到污水处理的效果,如氧气扩散、过滤、吸附、氧化还原、生物转化、光合作用、植物摄取等功能,而在所有自然处理系统前都需要一些预处理单兀来去除固体,防止其对配水、渗滤系统的阻塞,毫无疑问化粪池是首选预处理单元;因此化粪池作为初级污水处理设备,与自然处理技术(土壤渗滤、人工湿地、人工潜流、稳定塘等)相结合是常见的分散污水就地处理系统(onsite wastewater treatment system )。由于欧美等国的乡村分散地区地广人稀,应用自然处理系统较为普遍。据报道,美国大约有25%家庭使用了分散污水就地处理系统,最常见的是化粪池/土地渗滤处理系统;澳大利亚运行的分散污水处理系统中至少75%以上采用化粪池/土地渗滤处理系统;欧洲大约有26%家庭的分散污水使用化粪池/自然处理系统。近年来,我国应用自然处理系统建成了为数不少的乡村分散污水处理设施,但真正发挥污水处理功效的不多,主要原因是安装不当和缺少必要的运行维护。自然处理系统的优缺点是相对的,当自然资源的“价格”较低时,采用自然处理系统有利于降低成本,耗能低,几乎无运行成本,缺点则是建设和运行过程不太容易标准化,设计和施工质量控制较难,污水处理效果受自然因素影响显著,因此在选择自然处理系统时应因地制宜,在我国人口密集的乡村分散地区应谨慎选择自然处理系统。

在自然处理系统中化粪池的重要性并没有得到人们的重视。早在20世纪90年代末,美国各州陆续出现了分散污水处理系统失效的现象,严重污染地表水和地下水流域,其中化粪池管理不善是其中一个重要原因;因此,美国环保总署相继出台了相关的指导性文件,确保分散污水的处理系统不会对人体健康和环境产生危害。《业主指导手册一化粪池系统》和《业主检查手册一化粪池系统》为业主详细介绍了化粪池的功能、安装及运行过程中的注意事项,也明确了业主应对化粪池系统进行定期检查、维护;《分散污水处理系统管理手册》为管理机构提供了不同处理系统的管理指导方针,积极推动分散污水治理的教育和公众参与。英国在《英国规范BS 6297-2007》中为化粪池系统制定了设计规范,并在其他相关立法对化粪池规格、运行和维护等进行了规定,如在《水资源法》中明确规定:未经有关部门允许,任何向受纳水域(河流、湖泊和地下水)排放污染的行为均视为刑事犯罪,其中排污行为包括排放化粪池出水;《建筑法》中明确规定化粪池的建造必须向当地管理部门申请,并在获得准许后方可建造;《公共健康法》中等也有相关规定。

我国开展分散污水的治理工作较晚,并没有制定化粪池相关规范,而已制定的适用于城市排水系统化粪池的相关规范可以为其借鉴。如《城镇环境卫生设施设置标准》(CJJ 27-2005)规定了化粪池设置要求;《建筑给水排水设计规范》(GB 50015-2010 )规定了化粪池选址、设计、清掏周期等要求;然而我国并没有出台化粪池相关的管理条例,地方政府也没有对化粪池形成有效的管理机制,且没有统一的管理机构。根据各地方政府的规定,住宅区化粪池一般由市容管理部门或物业公司管理,非住宅区化粪池则由产权单位或使用者管理。尽管政府已经明确化粪池责任人,要求责任人对化粪池进行定期清理、维护,而大部分责任人责任意识淡薄,只有在出现事故时才会做应急处理,这就导致化粪池的管理形同虚设,使化粪池的运行效果大打折扣;因此我国应加快制定适宜于乡村分散化粪池系统的相关设计、建设、安装、运行和维护等方面管理规范条例,明确化粪池责任人的责任与义务,加强对化粪池的监管,从而保证乡村分散污水的有效治理。

2. 3传统化粪池在构造型分散污水处理系统中的存废

随着人工强化处理技术的发展,由于处理设施包含较多的构筑物和机电设备,所以称之为“构造型处理系统”,其利用机电设备为反应过程提供氧气,而自然处理系统则是最大程度地利用自然界的氧气扩散作用。构造型分散污水处理系统主要以生化处理技术为主,在生化处理之前通常需要组合预处理技术,在生化处理之后可能还会组合固液分离技术、消毒等后处理技术。构造型分散污水处理系统适用于以村组或社区为污水收集单位的处理模式,通过小型管网系统将污水收集并就近设置污水处理设施对污水进行处理,其实质是“缩小”的城市污水处理系统。构造型分散污水处理系统的优点是对自然资源的占用少,建设与运行容易标准化,处理效果可控性强,而缺点则是耗能大,运行维护的专业性要求高。

与城市污水处理系统相似,化粪池作为预处理单兀在构造型分散污水处理系统中的存废应值得深思。目前化粪池在城市排水系统中的存废引起了较大的争议,建议取消的理由是设置化粪池会造成污水厂进水的碳氮比较低,降低脱氮处理效果,并且还会增加市政投资,造成资金浪费;不建议取消的理由是设置化粪池有利于降低后续污水处理厂的负荷和管道堵塞的风险。而我国在相关技术规范、地方行政规范上也出现了意见分歧的现状,如:广州、上海等地陆续规定新建住宅建筑取消化粪池的设置,重庆则规定污水处理厂5 km以内的建筑无需设计化粪池;《福建省化粪池设置技术管理暂行规定》中则对在不设置化粪池条件下室外排水管道最小坡度进行了规定,DN300塑料管的最小设计坡度为0. 003 5,而《室外排水设计规范》(GB 50014-2006)中规定DN300塑料管的最小设计坡度为0. 002,可以看出在不设置化粪池情况下铺设市政污水管网时应比设置化粪池条件下埋深增加近一倍;而其他大部分地区仍然强制在建筑物排水口设置化粪池。然而化粪池在构造型分散污水系统中的设置也存在着分歧,如:浙江省地方标准《农村生活污水处理工程技术规范》中规定“黑水不得直接接人农村生活污水处理主体工程,必须经化粪池或沼气池处理”,上海市也如此规定;江苏、福建等地则没有强制性规定。

笔者认为,在采用构造型分散污水处理系统时,应取消设置化粪池,理由如下:1)在国内中等发展地区,建设1座合格的家用化粪池,造价大约在2 000元/户,而投资10 000-15000元/户足以使乡村分散污水处理的效果达到相当于城镇污水处理厂一级B排放标准的水平(除TP指标外),相对于这一投资而言,2 000元/户的化粪池建设成本则显得太过浪费,或者完全没有必要;2)化粪池大量消耗可生化性有机物,使进水中碳氮比大大低于反硝化脱氮的需求,而对于小型或微型分散污水处理设施而言,外加碳源几乎完全不可行;3)我国大部分化粪池出现严重渗漏现象,调查发现江苏省常熟市大约1/3的化粪池无出水。因此建议,在采用构造型分散污水处理系统时,从有利于脱氮、节约建设成本和方便管理的角度出发,应取消设置化粪池。为减少管道堵塞的几率,应在设计规范中对管径和坡度进行相应修订,同时应加强对居民的教育与管理,避免粗大韧性的杂物进人管道。

在构造型分散污水处理技术中,一体式装备技术也得到了广泛的研究。一体式装备技术一般以生化反应为基础,将预处理、生化、沉淀、消毒等多个技术单兀集成在一个装备中,通常采用整体工厂化制造的方式,适合大规模生产,标准化程度高,质量严格可控,现场安装简便,典型代表为日本净化槽技术。净化槽不仅有用于处理单户生活污水的户用型净化槽,也有可用于处理单位建筑物和住宅小区生活污水的大中型净化槽,其广泛应用于日本乡村分散污水的治理,调查显示截止2009年末,日本大约有8. 1%的生活污水采用净化槽技术处理,其出水水质指标达BOD≤20 mg/L,SS≤15 mg/L,TN≤20 mg/L 。近年来,净化槽技术也被引人我国,并逐渐在我国乡村分散污水治理过程中崭露头角,目前我国乡村分散污水治理开展得比较好的常熟市开始大规模引进日本户用净化槽技术,在户用净化槽安装过程中,则是取消设置化粪池或原有的化粪池被废弃。

3强化型化粪池在分散污水治理中的应用

随着环境排放要求的提高和厌氧污水处理技术的发展,化粪池逐渐被落后于技术之列。升流式厌氧污泥床(UASB)、厌氧折流板反应器(ABR)和厌氧滤床(AF)等是厌氧污水处理技术的典型,现在也出现利用这些技术对常规化粪池进行改造的强化型化粪池,通过改变化粪池的结构和运行方式等,可以显著提高化粪池的处理效果,满足乡村分散污水的治理需求。

3. 1沼气化粪池

沼气化粪池是在传统化粪池基础上进行改造,使其具备严格的厌氧环境。生活污水中的有机物经过厌氧微生物分解,大部分转换成甲烷和二氧化碳,进而达到部分去除污水中可生化有机物的目的,同时杀死污水的虫卵、病原菌等,还能获得清洁的能源,产生的沼渣、沼液可以用作肥料。调查结果显示,沼气化粪池一肥料利用的方法对COD ,TN和TP的去除率分别达87. 36% ,78%和94 %,而三格式化粪池的仅为48. 51 % ,6. 83%和24 %。然而沼气化粪池只能用于高浓度的粪便污水处理,对于混合排放的常规生活污水则不适用。

3. 2 UASB型化粪池

升流式厌氧污泥床反应器( upflow anaerobicsludge blanket, UASB )是目前发展最快、应用最广泛的厌氧发酵反应器。UASB型化粪池(UASB-ST) ,是荷兰Letting教授在UASB的原理基础上,对常规化粪池进行改进,即在常规化粪池的顶部设置气/液/固三相分离器,并且采用上升流式进料,进而提高悬浮固体的去除率,也能提高溶解性组分的生物转化率,如图3所示。UASB型化粪池较常规化粪池的有机物去除效率更高,可以得到更好的出水水质。UASB型化粪池反应器的排泥周期较长,1一2年清掏1次即可。

LETTINCA等首次在芬兰和印尼周边利用UASB型化粪池处理粪便污水。AL-SHAYAH等和AL-JAMAL等在中、低温条件下利用UASB型化粪池处理高浓度生活污水,研究发现在17. 3℃条件下可以达到53% TCOD和76% BODS的去除效果;温度越高,处理效果越好。LOUSTARINEN等〔is〕在低温条件下利用UASB型化粪池处理黑水与厨余垃圾混合物,发现10℃条件下两相UASB型化粪池可以去除97%的TSS和91%的TCOD。

近年来,真空厕所技术在全世界各地得到了较为广泛的应用,其利用排污管道内的负压差将粪尿和少量冲洗水吸人到收集箱内,与常规水冲厕所相比可显著节水80% - 90%。与常规生活污水相比,真空厕所收集的黑水属于高浓度粪便污水,其与厨余垃圾统称为家庭生物性废弃物。利用UASB型化粪池处理源分离收集的家庭生物性废弃物被证明是可行的, KUJAWA-ROELEVELD等利用UASB型化粪池对真空厕所收集的浓缩黑水进行处理,发现在15℃和25℃条件下,HRT为30 d时的COD去除率分别为61%和78% ;KUJAWA-ROELEVELD等继续利用UASB型化粪池处理浓缩黑水与厨余垃圾混合物,发现UASB型化粪池的渣液分离效果较好,在25℃条件下COD去除率可达80%

3. 3填料型化粪池

填料型化粪池是利用填料对常规化粪池进行升级,其中填料可供微生物附着生长,也可起到过滤效果,因此填料型化粪池内形成2个独立的单元:化粪池单元和填料单元,如图4所示。化粪池单元内发生沉淀、厌氧发酵作用,随后出水以不同方式通过填料单元,有机物再次被厌氧微生物截留(过滤)、吸附和分解,最后达到稳定化。在化粪池单兀填充填料也是填料型化粪池的一种。化粪池单元内装有高效弹性填料,利用隔板分为多格式,微生物在填料上附着生长,从而使污水与微生物的接触面积增加,提高反应效率;出水在沉淀室内澄清后排出。

SHARMA等在印度利用填料型化粪池处理生活污水,以陶粒(10 - 12 mm)作为填料。研究发现在不同有机负荷条件下,COD去除率为(88. 6士3. 7 ) % , TSS去除率为(91. 2士9.7)%,病原菌等也得到了去除(90% ),并且发现填料型化粪池对负荷波动具有一定的耐受能力。CHEN等在我国哈尔滨地区也进行了类似的研究,利用弹性立体填料处理生活污水,在两个不同温度阶段的COD去除率均比常规化粪池提高10% 。 KAMEL等设计五格式填料型化粪池处理生活污水,污水依次进人不填充填料的第1 、2室,而后升流式通过填充砾石的第3 ,4室,最后降流式通过填充砾石的第5室,并直接排人到土壤中。结果发现第四室出水的细菌总数减少了97%以上,其中埃希氏大肠菌计数为l0^2一10^3 MPN ·(100 mL)-1,且根据WHO污水回用农田指南建议,出水可用于非限制灌溉。填料型化粪池可以作为分散污水处理的备选技术。近年来,我国江苏地区也尝试将三格式化粪池扩增为四格式、五格式化粪池,在新增格子中放上碎石、沙子、土壤,再种上一些根茎植物,强化污水处理效果。

3. 4折流板型化粪池

利用厌氧折流板(anaerobic baffle reactor,ABR)技术对传统化粪池进行改造,可以提高污水与微生物之间的传质效率,进而提高处理效率。根据其进水方式和结构的不同,分为2种:ABR型化粪池(ABR-ST)和升流化粪池一ABR组合反应器(UST-ABR) 。 ABR型化粪池是在常规化粪池内安装折流板,将其分为几个单独的室,并且通过折板形成自下而上的水流,从而提高出水水质,如图5所示。而UST-ABR则包含2个单元:升流化粪池单元和厌氧折流板单元,如图6所示。在升流化粪池单元内主要发生沉淀和厌氧发酵反应,升流式运行方式可以通过重力沉淀和污泥床截留作用来提高悬浮物的物理去除效果,再进一步被厌氧菌所分解;厌氧折流板单元是强化单元,进一步将剩余挥发性脂肪酸和小分子有机物等转化成沼气。

陈志强等在我国哈尔滨地区低温条件下利用ABR型化粪池处理生活污水,结果发现在不同H RT时,与常规化粪池相比ABR型化粪池的COD去除率提高了12%一21 % o。NASR等也得到了类似的结果。利用折流板对传统化粪池进行改造具有埋地式、施工简单和节能等优点。

SABRY等在埃及某村庄利用UST-ABR处理生活污水,并在折流板单元填充砾石以增强微生物作用和过滤效果,结果发现出水水质有很大的提升,COD,BOD和TSS去除率分别为84% ,81%和89 %,并且出水可以达到埃及的直接排放标准。SABRY等又对埃及分散污水处理技术进行评估,包括活性污泥法、氧化沟、生物滤池、氧化塘、曝气塘和UST-BR技术,对比多种处理技术的建设、运行和维护费用。结果表明从占地空间和建设、运行、维护费用方面来说,U ST-A B R是最佳的分散污水处理替代技术。

综上,强化型化粪池在保留传统化粪池简单易行、投资少、耗能低等优点基础上,强化了其对有机污染物、病原菌的去除,而其对氮、磷的去除却几乎不起作用。因此在对脱氮除磷要求较低的地区,可以考虑强化型化粪池;而在我国一些经济条件相对落后、地形条件较为复杂的地区,则可考虑强化型化粪池来取代传统化粪池作为污水处理设施。

13、石油炼化废水处理


石油炼化废水是污染较严重和治理领域中处理难度较大的一类工业废水,其特征是高氨氮,污染物成份复杂、浓度高且多为生物难降解有毒有害有机物,水质、水量的波动幅度大。相比物理法和化学法,生物法具有去除污染物的种类多,效率高、抗冲击能力强、处理成本低等优点。目前,针对可生化性差、可生化利用率低的石油炼化废水,石油炼化企业通常采用A2/O和A/O等常规生物脱氮工艺技术,但这些技术的氨氮去除负荷低、溶解氧消耗量大,而且由于硝化细菌世代周期长,上述单污泥系统运行方式使氨氮硝化易受复杂的高浓度有机物影响,运行不稳定。新型处理技术,如臭氧氧化技术,电化学和光化学法与氧化剂(如H2O2,O3和Cl2等)结合使用的技术尽管对于污水的处理和回用方面存在一定的优势,但由于能耗和处理费用较高,生产上尚未大量应用。

厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation,ANAMMOX)是指在厌氧条件下微生物直接以NH4+为电子供体,以NO2-为电子受体的氧化还原反应,产物为N2。随着水处理技术的不断发展,厌氧氨氧化技术以其独特的技术优势受到国内外学者的关注。现阶段国内对于石油炼化废水的处理工艺研究主要集中在A/O生物法曝气生物滤池((biological aerated filter, BAF)、臭氧一曝气生物滤池、三元微电解-Fenton试剂氧化法、臭氧一固定化生物活性炭滤池和悬浮填料移动床生物膜法(moving bed biofilm re-actor, MBBR) 等技术,但关于将厌氧氨氧化技术应用到石油炼化废水的处理和探究对其菌群影响的研究较少。

1. 5分析项目及检测方法

MPN-PCR技术将聚合酶链式反应技术与倍比稀释法相结合,选取不同稀释梯度的样品分别做4组不同稀释度的16个平行样进行PC R扩增,根据扩增产物特征碱基序列的电泳条带确定阳性反应,结果用来计算各样品的阳性反应数确定数量指标,然后从MPN统计计算表中查出相应的细菌近似数。

驯化过程对脱氮过程的影响

厌氧氨氧化反应可能是厌氧氨氧化细菌主要能量代谢途径,所以反应生化活性主要体现在NH4+-N去除浓度值的变化上。反硝化细菌在反硝化反应中可以利用多种代谢途径获取能量,所以反应生化活性主要体现在反硝化总脱氮量(NO2- -N和NO3- -N )上。根据实验方法中建立的标准,分析石油炼化废水中COD和毒性物质对于细菌混培物的影响。

第I一II阶段

所示为第I一II阶段的脱氮影响。实验第I阶段为细菌混培物的适应期,所以采用与菌种原有环境相同(生物滤池运行工况)以缩短适应时间、保障处理效果。该阶段实验原水中没有添加石油炼化废水,从NH4+-N与NO2- -N去除值可以看到厌氧氨氧化反应相对稳定,此时的TN去除负荷为11. 978 kg·(m3·d),而反硝化细菌总脱氮量相对较小,所以该阶段的细菌混培物中主要体现厌氧氨氧化细菌生化活性,而反硝化细菌生化活性存在但不明显。

第II阶段是驯化实验的初始阶段,石油炼化废水的添加比例较小,原水中COD和毒性物质浓度均较低。从图2中可以看到,该阶段中NH4+-N与NO2- -N的平均去除值分别增加了1. 643和7. 052 mg / L ,反硝化平均总脱氮量却增加了3. 56倍,同时以吸附作用和反硝化反应为主的去除方式可去除原水COD的61. 1%左右,其中反硝化反应的去除比例占到45%左右。对于由厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌组成的协同脱氮系统,添加的COD对反硝化反应产生了明显的促进作用,而对于厌氧氨氧化反应影响不大,说明该脱氮系统增强了对COD的抗冲击能力。

第III一V阶段

第III一V阶段中伴随着石油炼化废水添加比例的增大,原水中COD和毒性物质浓度逐渐增加。进行分析时,以第I阶段中NH4+-N除量作为NH4+-N理论去除值,以第II阶段中反硝化总脱氮量作为反硝化理论总脱氮量,并以此分别作为衡量厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌活性指标和变化标准。

对于厌氧氨氧化细菌,NH4+-N去除平均值出现降低并且变化量逐渐增大,与NH4+-N理论去除值之间的差距依次增大,并且3个阶段内的NH4+-N去除值均出现了波动,但稳定性却越来越好。说明该阶段中厌氧氨氧化细菌生化活性已经出现了明显的降低且降幅逐渐增大,也表现在整体TN去除负荷依次降低。由于实验出水中厌氧氨氧化反应的底物NH4+-N和NO2- -N均有剩余,所以不断添加的石油炼化废水中COD和毒性物质对于厌氧氨氧化细菌产生了明显的不利影响,但随着驯化阶段的进行,细菌混培物对水质产生了一定的适应性;对于反硝化细菌,利用原水中COD进行反应后,细菌生化活性出现了明显增强且脱氮量逐渐增大,但相比反硝化理论总脱氮量的差距越来越大,第V阶段的差量约是第III阶段的2倍,推测由于石油炼化废水添加比例的不断增大,原水中的COD和毒性物质浓度均增大,而进水中可利用的NO2- -N和NO3- -N充足,所以COD浓度的增大一定程度上对于反硝化细菌产生了有利影响,但毒性物质浓度的增加对反硝化细菌产生了明显的负面作用。

另外,第V阶段细菌混培物中厌氧氨氧化细菌生化活性达到最低点而反硝化细菌生化活性达到最高点,推测原因:一方面是该阶段毒性物质作用显著,厌氧氨氧化细菌的世代时间较长(约为11 d) ,使得死亡率大于生长率,所以厌氧氨氧化活性出现了明显下降,并且2种细菌之间产生竞争和相互影响;另一方面由于高浓度COD对厌氧氨氧化细菌产生了明显冲击作用,反硝化细菌却可以利用部分COD保持正常的繁殖速率,使得生长率大于毒性物质造成的死亡率,所以反硝化细菌的数量增加对总体生化活性影响不明显,并且此时的混培体系中反硝化细菌相对厌氧氨氧化细菌逐渐成为了优势菌种。

第VI阶段

第VI阶段全部由石油炼化废水组成,原水中高浓度的COD和毒性物质均未经过稀释。从图5和表3中看出NH4+-N平均去除值相比上一阶段增加,阶段内NH4+-N去除值出现波动,并且与NH4+-N理论去除值之间的差距逐渐增大;反硝化平均总脱氮量相比上一阶段减少,阶段内反硝化总脱氮量同样波动明显。说明该阶段中高浓度COD和毒性物质对于细菌混培物中的厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌均产生了明显的不利影响,但由于长时间的运行可能出现了厌氧氨氧化细菌数量的增加或细菌适应性的加强,所以反硝化细菌生化活性可以表现在反硝化平均脱氮量上,脱氮量减少了25.6%,而厌氧氨氧化细菌生化活性则可以表现在氨氮的平均去除值上,增加了2. 491 mg / L。

驯化过程对菌群的影响

采用分子生物学技术(MPN-PCR)对菌群在驯化阶段前后的变化进行分析,该方法最大的优点在于可以通过进行PCR体外快速扩增靶序列来取代细菌的分离培养,不但极大地缩短了实验时间,而且对样品中不可培养的细菌种类也可进行计数,从而使得结果更接近实际数量。

本实验首先在DNA提取方面尝试了改进的十六烷基三甲酸澳化钱( Hexadecyl trimethyl ammoniumBromide , CTAB ) /NaCI化学裂解法、改进的传统蛋白酶K一十二烷基磺酸钠( Sodium dodecyl sulfate ,SDS)一氯仿异戊醇法(CPSCI法)和改进的溶菌酶-SDS-蛋白酶K细胞裂解法3种提取方法,采用紫外分光光度法对提取的DNA进行定量测定,分别测定260 nm和280 nm的吸光度值,提取DNA的完整性需要通过琼脂糖电泳进行检验。经琼脂糖电泳验证,3种方法提取的DNA长度均为23 kb左右,条带轮廓清晰,亮度适宜,没有明显的弥散现象,表明提取的细菌基因组DNA质量较高,适用于后续实验。吸光度值测量使用UV-2550紫外分光光度计,测量结果如表4。由表4可以看出3种方法的A260/A280比值都大于1.8,蛋白质去除效率和DNA提取质量较高,3种方法均能够很好的去除蛋白质等有机杂质。虽然存在一定程度的RNA干扰,但并不影响后续PCR的操作。所有3种方法都不需要进行纯化,可以直接得到PCR扩增产物,说明这3种方法提取DNA是可行的。从提取的DNA浓度和纯度两方面,综合考虑最终确定蛋白酶K-SDS法作为提取细菌混培物DNA的方法。

细菌混培物中的厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌扩增所使用的引物见表5,PCR扩增采用25 μL体系,各组分:PCR buffer 2. 5 μL, MgCl2 2 μL, dNTP 0. 5 μL,上下游引物各1 μL , Taq聚合酶0. 2 μL上海生工合成),模板1 μL,无菌双蒸水补足至25 μL。

PCR扩增采用降落PCR ( Touchdown PCR, TD-PCR) 技术,采用的扩增程序为:1)厌氧氨氧化细菌:95℃预变性5 min;95℃变性30 s,60℃退火40 s,72℃延伸40 s,每个循环退火温度降低0. 3℃,以上步骤循环25次;94 ℃变性30 s,55℃退火30 s,72 ℃延伸40 s,以上步骤循环10次;72 ℃延伸10min ; 2)反硝化细菌:95 ℃预变性5 min;95 ℃变性30 s,60 ℃退火40 s,72 ℃延伸1 min,每个循环退火温度降低1. 0 ℃,以上步骤循环10次;95 ℃变性30 s,50 ℃退火40 s , 72 ℃延伸1 min,以上步骤循环20次;72 ℃延伸10 min。

经过一系列实验方法和条件的尝试、摸索和优化,得到适用于该细菌混培物最适的DNA提取、PCR扩增和MPN计数相结合体系。图6所示是细菌混培物中厌氧氨氧化和反硝化细菌在驯化实验前后计数的电泳图。

通过计算得到驯化前的厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌数量为7. 549 x 10^14和3. 523 x 10^6个 / g,驯化后的数量分别为8. 212 x 10^8和4. 693 x 10^16个 / g。对比2种细菌在驯化前后的数量,可以看出对于厌氧氨氧化细菌来说,厌氧氨氧化反应可能是厌氧氨氧化细菌主要能量代谢途径,由于世代时间长(约为11 d) 、反硝化细菌数量的增加和毒性物质作用的原因,造成厌氧氨氧化细菌数量明显减少和生化活性降低。而对于反硝化细菌来说,由于反应可以利用多种代谢途径获取能量,所以基质对细菌的影响相对较小,并且利用石油炼化废水中的COD在细菌增殖上没有受到影响而使数量增加,但毒性物质对于反硝化细菌的生化活性产生了明显的抑制。

3结论

1)厌氧氨氧化细菌和反硝化细菌的混培脱氮体系的脱氮生化活性并未与细菌数目的变化情况呈正相关性变化,说明COD和毒性物质产生了不同程度的影响。

2)厌氧氨氧化细菌比反硝化细菌对于石油炼化废水毒性的作用更敏感。由于厌氧氨氧化细菌本身世代周期长,所以初期毒性负效应作用较明显,但经驯化后厌氧氨氧化细菌对于高浓度COD和高毒性物质具有一定的适应性。在石油炼化废水处理中,通过进水负荷的控制,可以实现高于目前常用工艺技术的脱氮效率并实现节能。

3)混培脱氮体系在一定程度上可有效地抵抗石油炼化废水高浓度COD、高毒性物质对于厌氧氨氧化生理、生化脱氮过程的负面影响。反硝化细菌的存在对于厌氧氨氧化脱氮体系的稳定和出水总氮指标的降低,具有较好的促进和保障作用。

高砷污酸废水处理


工业采矿冶炼等活动促进了含砷酸性废水的排放,其排放的污水中不仅含有高浓度砷,而且存在多种共存重金属离子。近年来,对工业废水中砷等重金属的去除治理引起了人们广泛的关注,随即也产生了多种针对高浓度含砷酸性废水的处理工艺。

当前,针对高浓度含砷废水的处理方法主要有沉淀法、反渗透法、吸附法、离子交换法及微生物法等。其中应用最广泛的方法是高密度沉淀法(HDS),该方法是利用碱性钙氧化物中和酸性废水,调节至一定pH值后加人铁盐用于沉淀絮凝吸附砷,最终达到去除废水中砷的目的。沉淀法工艺简单,操作方便,但处理成本相对较高,形成的沉淀不够稳定,处理后外排水中砷及共存重金属的浓度远不能达到工业废水排放标准,且产生的大量含砷废渣无法利用,易造成二次污染。

吸附法作为一种有效的除砷手段,利用具有高比表面积、不溶性的固体材料做吸附剂,通过物理和化学吸附作用及离子交换作用等反应机制将水中的砷污染物吸附在其表面上,从而达到砷去除的目的。目前,常见的吸附剂有活性炭、金属氧化物、功能树脂、稀土兀素及各种天然矿物等。其中功能性纳米TiO2因较大的比表面积及较好的稳定性虽已被广泛应用于砷的吸附去除中;但目前普遍难以解决的问题是粉末吸附剂不易回收,且再生效果差,使用后在环境中容易迁移,成为砷等重金属二次释放的潜在污染源。

本研究采用合成的可再生重复利用的颗粒TiO2填充滤柱对含高浓度砷的工业废水进行吸附去除。本研究以期达到以下目的:能够有效去除废水中的高浓度砷,并可以实现吸附剂的再生循环使用;脱附再生过程中几乎不产生废渣,实现砷的“零排放”,并可实现反洗脱附后砷等重金属的回收。

而该过程对于砷的去除具有促进作用,因为研究表明五价砷流动性小,更易被吸附去除。

在考察固体残渣中的成分时,本研究还进行了其他多种重金属兀素的XRF分析,结果见图7。通过对多个区域的XRF扫描分析发现,在固体残渣中有Ti、Ca、Fe、Zn、Ni、Pb、Cu、Mn和Cr等多种金属元素存在,说明吸附剂在对砷进行吸附去除的同时也实现了对原水中其他金属元素的吸附。包括砷在内的多种金属元素通过反洗最终以固体残渣的形式排出系统,随后可以通过化学提纯等方式作为化工原料加以利用。元素含量分析的结果表明固体残渣中As浓度最高,其次是Ti和Ca。

每种元素的微区分布表示该种元素在X射线扫描范围内的空间分布,所以通过分析每个扫描点的荧光数据,可得出几种元素分布的相关性。此研究中由于砷含量较高,对研究As与其他微量元素的相关性意义并不大,故仅分析As与Ti , Ca之间的相关关系。

砷的“零排放”

由于反洗再生过程中得到的反洗液中含有高浓度的砷且碱度很高(pH>13),因此不能直接排放,需要再度处理。将再生液与原酸性废水按体积比2:5混合调pH至中性后继续通过柱子进行处理,而固体残渣中的砷也可经过化学提纯得到处理。那么,在整个处理过程中,进人系统的砷没有通过其他方式进人到环境中,从而实现了砷的“零排放”。  3

通过设计采用颗粒TiO2填充滤柱进行含砷工业废水处理的研究,我们能够得到以下结论:

1)实验室合成的颗粒TiO2吸附剂对砷有较大的吸附容量,从而可实现出水中砷的达标排放;

2)高浓度含砷废水进人到该除砷系统后能够实现砷的“零排放”;

3)颗粒TiO2吸附剂对工业废水中的多种共存重金属均具有吸附效果,并最终以固体残渣的形式排出系统,后续可以通过化学提纯等方式实现砷及其他金属兀素的二次利用。

皮革污水处理工艺

随着皮革工业的迅速发展,皮革废水已经成为造成有机污染的重要污染源之一。工业上对皮革废水的处理分为预处理和综合处理2部分,预处理主要通过物理化学方法去除其中的铬离子、硫离子等有毒物质。经过预处理后的废水,其氨氮、SS和有机物浓度依然很高,主要采取生化法进行处理。活性污泥法是国内比较传统的皮革废水综合处理方法,广东省某皮革厂采用传统的厌氧一缺氧一好氧活性污泥工艺,在好氧HRT=24 h,缺氧HRT=12 h,混合液回流比为200 %,好氧池DO为2. 5一3. 5 mg / L 的运行条件下,其COD和氨氮的处理效果不理想。针对这种情况,本实验用生物接触氧化法代替传统的活性污泥法,与传统的活性污泥法相比,生物接触氧化法具有比表面积大、污泥浓度高、氧利用率高、耐冲击负荷等优势,更适用于皮革废水的处理。

A2/O工艺的生物脱氮单兀,即A/O部分对皮革废水厌氧出水进行处理,其中好氧段采用接触氧化工艺,重点探讨各主要运行工况参数对COD,氨氮以及TN的处理效果影响,从而得出提高皮革废水生化处理效果的运行工况和措施。针对生化出水COD难以达标的情况,采用Fenton工艺对其进行深度处理,讨论能使最终出水COD达《水污染排放限值》(DB 44/26-2001 )第2时段一级标准的Fenton运行条件。

取用该皮革厂污水处理站现场污泥菌种进行培养驯化,将接种污泥按照30%的比例投人反应器中,在缺氧柱和好氧柱中闷曝24 h后开始对系统进行连续进水培养。开始阶段采取低负荷进水(好氧HRT =48 h)的措施,培养2周后发现整个系统COD,氨氮以及TN去除效果均不理想,在温度、溶解氧等因素都适宜的情况下,考虑到硝化菌活动需要的碱度不足,因此第2阶段开始补充进水碱度,同时向原水中投加适量的葡萄糖补充反硝化菌等异氧微生物所需的碳源。第2阶段经过1周的培养后系统出水检不出氨氮,同时COD去除率升高到75%左右。后面阶段在保证出水效果不变的情况下开始逐步减少停留时间,当好氧H RT = 24 h后,开始停止投加碱度和葡萄糖,此时系统仍能保持前阶段的出水标准,同时观察填料表面附着了一层厚厚的生物膜,说明系统已经具备稳定去除COD和氨氮的能力,挂膜成功。

缺氧反稍化H RT的确定

反硝化是生物脱氮必不可少的环节,良好的反硝化效果不仅可以及时的将系统硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮,实现氮素的最终去除,同时还可以为硝化反应补充碱度,促进硝化反应的进行。系统挂膜启动成功后,维持好氧HRT =24 h,混合液回流比为200 %,好氧柱DO为2. 5一3. 5 mg / L,考察缺氧H RT分别为12,8,4和0h时系统的COD,氨氮以及TN的去除情况,其中缺氧HRT = 0 h时,混合液由原来的回流至缺氧柱改为回流至图1中的好氧柱1,回流比仍为200 %。

可知,在缺氧H RT分别为12,8,4和0h时,系统的COD平均去除率分别为76. 15% ,76. 51% ,75.78% ,76. 08%,无明显的差别,说明在保证好氧生化时间充足(H RT = 24 h )的情况下,缺氧H RT的改变对系统COD的去除效果没有影响。系统整个阶段出水COD范围为150一220 mg / L,超过了《水污染排放限值》(DB 44/26-2001 )第2时段一级标准( ≤100 mg / L),应该在生化处理后进行深度处理。

在缺氧H RT分别为12,8,4 h时,系统的出水始终检不出氨氮,当调整缺氧HRT =0 h时,开始阶段由于进水氨氮浓度骤然提升,对系统造成了一定冲击,使出水氨氮略微升高,但仍然保持在10 mg / L 以内,随着系统逐渐适应高浓度进水氨氮,出水氨氮又逐渐降至检不出,整个阶段出水氨氮都满足规定的排放标准( ≤100 mg / L)。而由图3(c)可知,相应的缺氧HRT期间系统TN的平均去除率分别为80. 22% ,77. 04% ,75. 24% ,73. 77% ,TN去除率虽然有所下降,但出水总氮都保持在较低水平,说明反硝化反应效果较好。由以上结果推断,系统在取消缺氧段后,仍能保持较高的TN去除率,是因为好氧柱中生物膜发生了同步硝化反硝化(SND)。 SND是指在好氧的情况下,生物反应器中同时发生了硝化和反硝化反应,其产生的原因主要是反应器内污泥和溶解氧的分布不均。对于生物膜来讲,其特点决定了更容易发生SND。首先,生物膜中微生物呈固着态,有利于不同菌种生长;其次,生物膜的聚集厚度更容易形成厌氧和好氧微区,有利于同步硝化反硝化的发生。

综合来看,当系统取消缺氧段,只保留好氧接触氧化反应器时,依靠SND的良好效果,依然可以满足废水的氨氮排放要求,同时TN也保持了较高的去除率,达到了良好的脱氮效果。

好氧HRT的确定

本阶段实验取消缺氧段,好氧柱DO为2.5 -3.5 mg / L,混合液由好氧柱4回流至最前端好氧柱,回流比仍为200 %,通过调整好氧柱的个数改变好氧HRT,分别考察好氧HRT为24、18、12 h时系统的COD,氨氮和TN的处理效果。

好氧H RT分别为24、18、12 h时,系统的COD平均去除率为76. 08% ,74. 68%、74. 49 %,可见改变好氧H RT对系统的COD去除率没有影响,12 h的曝气时间已经足够系统去除污水中易生化的有机物,剩余难降解的有机物需进行深度处理。

相应好氧HRT期间出水氨氮范围分别为(检不出一3.95 ) ,(检不出一7.02),和(12. 63一32. 99 ) mg / L,很明显,当好氧HRT =12 h时,出水氨氮超过了排放标准值,此时系统TN的平均去除率为52. 45 %,较前2个阶段有明显下降,这都表明好氧H RT取12h不能满足废水的脱氮要求。好氧H RT为24 h和18 h时,系统的出水氨氮均小于排放标准值,相应的TN的平均去除率分别为73. 77%和68. 46 %,虽有所下降但68. 46%的平均去除率也达到了较好的脱氮效果,因此将最适的好氧H RT值定为18 h,这样既满足处理要求,同时减少了反应器容积,提高了系统的污水处理效率,具有更好的经济意义。

混合液回流对系统处理效果的影响

在传统的A/O工艺中,好氧段一般为活性污泥法,缺氧段位于好氧段的前端,为了达到较好的反硝化效果,需要将经过硝化反应的混合液回流至缺氧段,以保证硝化反应产生的硝酸盐和亚硝酸盐被充分还原。通常的混合液回流比为200%一400 %。但是由前面的实验结果分析可知,好氧接触氧化反应器中的SND具有良好的脱氮效果,因此取消了缺氧段,此时混合液由图1中的好氧柱4回流至好氧柱1是为了增大硝酸盐以及亚硝酸盐的反硝化时间,防止好氧柱中反硝化效率过低导致脱氮不彻底。本阶段固定好氧HRT = 18 h,好氧柱DO为2. 5一3. 5 mg / L,通过对比有无混合液回流的处理效果来考察好氧柱中反硝化效率,判断此时的内回流对脱氮效果是否有影响。

相应条件下系统的COD,氨氮以及TN的平均去除率分别为74. 68% ,98. 91% ,68.46%和74. 76% ,98. 35 % ,67. 63 %,可见混合液回流对系统COD,氨氮以及TN的处理效果无明显影响。由此推断,系统SND体系中的反硝化效率较高,无需通过混合液回流增加反硝化时间,这减少了系统动力消耗。

Fenton工艺

H2O2投加量对处理效果的影响

H2O2的投加量对于Fenton工艺的处理效果起主要影响,选择实验条件为:生化出水COD = 220mg / L , mFe2+ / mCOD = 0. 2 , pH = 4,反应时间 t=5h。改变mH2O2 / mCOD的值,考察处理效果,实验结果见图6。

在mH2O2 / mCOD值较小时,COD的去除率随着比值的增大逐渐增加,当mH2O2 / mCOD增加到1. 5时达到顶峰,此时COD的去除率为56. 07% ,继续增大投加量,去除率反而下降,分析其原因可能是过量的H2O2残留在溶液中,在采用重铬酸钾法测量COD值时被重铬酸钾氧化从而增加了COD的测量值。因此mH2O2 / mCOD = 1. 5时Fenton处理效果最佳。

Fe2+投加量对处理效果的影响

Fe2+是Fernton工艺中的催化剂,是产生经基自由基的必要条件。在生化出水COD =220 mg / L ,mH2O2 / mCOD = 1. 5 , pH = 4,反应时间 t=5 h的条件下,改变Fe2+投加量,考察其对COD处理效果的影响。实验结果见图7。

前期mFe2+ / mCOD值较小时,COD的去除率随着比值增加而迅速增大,当mFe2+ / mCOD =0. 2时,去除率达到最大值56. 07%,继续增大mFe2+ / mCOD 的值,去除率有略微的下降。分析其原因可能是过量的Fe2+导致H2O2分解速度过快,产生的经基自由基过多,使得经基自由基之间发生了自由基反应,降低了经基自由基的利用率。因此mFe2+ / mCOD =0.2时处理效果最佳。

pH对处理效果的影响

pH是Fenton反应的重要影响因素,pH过高会抑制经基自由基的产生,同时会导致Fe2+过早沉淀,无法发挥催化作用。而pH过低又会阻碍Fe3+被还原为Fe2+,同样不利于Fenton反应。在生化出水COD = 220 mg / L , mH2O2 / mCOD = 1. 5 ,mFe2+ / mCOD = 0. 2,反应时间t=5 h的条件下,当pH为3时,COD的去除率最高,为57. 44%,过高或过低都会使去除率降低。

1)对于涉及的皮革厂而言,采用接触氧化工艺代替传统的活性污泥法,取消缺氧段,控制好氧HRT=18 h,好氧柱DO为2. 5一3. 5 mg / L ,出水氨