马红芳[1]2003年在《内电解法强化后续SBR处理工艺的研究》文中研究指明本文研究了内电解—SBR组合工艺处理印染废水时，内电解预处理对后续SBR生化工艺的强化和影响。首先，从内电解反应的基本原理出发，以脱色率和反应中所释放的铁离子含量作为监测指标，通过正交实验及单因子影响实验，探求内电解反应的最佳工艺参数；然后，以COD去除率为指标，通过实验确定SBR工艺的运行参数；最后，对比研究了SBR工艺和内电解—SBR工艺处理印染废水的COD、色度去除效果，以及对比了两种工艺进水的可生化性和反应器内活性污泥的性能。研究表明，内电解—SBR组合工艺之所以能大幅度地提高COD和色度去除率，是因为内电解反应提高了废水的可生化性、降低了大部分色度，改善了后续生物处理的进水条件；同时，内电解出水中的铁离子，在进入生化反应器内随着pH升高和曝气充氧会形成氢氧化铁胶体，胶体凝聚体和微生物絮体协同吸附形成了结构紧密、沉降性能良好的生物铁污泥，使反应器内保持较高的污泥浓度，造成了高浓度COD进水时的低负荷情况，改善了原SBR工艺除污染效果。以上两个因素共同作用，使得内电解—SBR工艺在COD、色度去除率上都明显高于SBR工艺。
刘国秀[2]2008年在《微电解法强化SBR工艺处理模拟城市污水的试验研究》文中进行了进一步梳理从微电解法处理污水的原理出发,以微电解反应中溶出的铁离子的含量为指标,通过正交实验和单因素实验的方法确定出微电解反应的最佳反应条件;通过对独立的SBR工艺和微电解-SBR工艺处理城市污水中的有机物、氨氮、磷等污染物的效果的对比试验,研究了微电解处理工艺对SBR生化反应器内的活性污泥的影响,初步探讨了铁炭活性污泥法处理城市污水的机理。试验结果表明:(1)铁炭活性污泥法在去除COD、脱氮方面具有去除效率高,反应时间短等优势,且抗冲击负荷能力强,污泥性能好,因此在城市污水厂推广应用的前景十分广阔。(2)停留时间是影响铁离子溶出速率和浓度的主要因素,其次是进水pH值、铁炭投加量和铁炭质量比,铁离子溶出的最佳工艺条件是:停留时间为80min,进水的pH值为7.5,铁炭投加量为50g/L,铁炭质量比为4:6,此时铁离子的溶出浓度为47.11mg/L。(3)微电解-SBR组合工艺对COD的去除率相比SBR工艺有较大提高,进水中COD为300mg/L时,COD的平均去除率由81.1%提高到91.3%,而当进水中的COD为500 mg/L时,其平均去除率从76.1%提高到94.4%,出水中的COD值从120.2 mg/L下降到28.3 mg/L。此外,微电解-SBR工艺只需40min即可到达降解的终点,而SBR工艺需要80min,所以组合工艺可以节省反应时间,减少能耗,降低污水的处理成本。(4)微电解-SBR组合工艺在脱除高浓度氨氮时比独立的SBR反应器有明显的优势。在进水中的氨氮浓度为30mg/L时,两种工艺的去除率都在90%以上。组合工艺的优势并不明显,但当进水中的氨氮浓度提高到60mg/L和100mg/L时,独立的SBR工艺的去除率只有75%和68%左右,而微电解-SBR工艺的去除率始终能稳定在95%以上。(5)微电解-SBR组合工艺在去除高浓度含磷污水方面的优势并不明显。在进水中磷的含量在3mg/L时,微电解-SBR组合工艺表现出一定的优势。但当进水中的磷浓度升高后,两种工艺下的磷去除率都在50%～75%之间,组合工艺的去除率甚至更低。(6)投加铁炭填料前后,生化反应器内的污泥浓度和污泥负荷有较大差异,在相同的容积负荷下,铁炭活性污泥的污泥浓度可达3.17g/L,而普通的活性污泥工艺只有2.12g/L。污泥负荷从普通活性污泥工艺的0.55kgCOD/kg MLSS·d降低到了0.30kg COD/kg MLSS·d,表明相同条件下铁炭污泥效率高的原因是污泥中的微生物浓度高,相对降低了污泥负荷。从污泥的沉降速率来看,铁炭污泥要比普通的活性污泥提前15min到达污泥的压实点,而污泥的SV%值分别为:铁炭污泥31%,普通污泥51%。从污泥的内部结构来看,铁炭污泥比普通的污泥密实,污泥絮体较大,存在大量的原生动物和微型后生动物。
葛利云[3]2007年在《催化铁法与生物法耦合中胞内外聚合物的研究》文中研究指明催化铁内电解(CIIE)法作为一种全新的污水处理技术，成功地应用于工业废水的生物预处理，初步实现电化学过程与生化过程的协同。胞外聚合物(EPS)和胞内聚合物(IPS)作为两类重要的细胞聚合物，对生物废水处理的影响重大。本文从微生物学角度研究催化铁法与好氧生物处理工艺的耦合技术，探讨耦合过程中EPS和IPS的形成及转化规律，为耦合工艺开发提供微生物学方面的依据，进一步将催化还原过程的特点与生化反应有机结合起来。对3种好氧活性污泥样品EPS的提取方法进行了对比，并对阳离子交换树脂法(CER法)进行研究。结果表明：80℃加热法作为一种有效的EPS物理提取方法，提取过程中EPS不受污染，是好氧活性污泥EPS提取的有效方法，本课题的研究均采用加热法进行EPS的提取。分别对生物铁法和催化铁法对EPS的影响进行了研究。发现金属离子主要分布在污泥中，其EPS中Fe~(3+)、Cu~(2+)金属离子的含量也比对照反应器的略高一些。催化铁法中，铁离子的产生对微生物的生长和EPS的形成有一定的促进作用(反应器中总铁量小于80mg／gSS)；但过量的铁离子(反应器中总铁量大于80mg／gSS)会对EPS的形成造成负面影响。采用SEM、zeta电位测定仪和絮体粒径分布测定仪等进行污泥絮体的观察，结果证实耦合工艺对活性污泥的絮凝、沉降和脱水性能都有改善作用，且会对活性污泥的形态结构、污泥密实度产生影响，使污泥变得更加密实些；耦合工艺中，污泥的一些表面特性发生改变，包括zeta电位和污泥粒径分布等。研究了生物铁法和催化铁法中胞内聚合物的形成，并考察它们与体系中脱氮除磷之间的关系。发现生物铁法耦合体系中，COD在曝气初期急剧下降，并且IPS的形成和消耗规律都会发生变化；催化铁法中，铁离子的大量产生，对存在最广泛的胞内聚合物—聚羟基-β-羟基丁酸(酯)(PHB)的形成和积累会造成影响，从而间接影响到生物除磷效率。耦合工艺的抗冲击负荷能力比对照反应器的强，铁铜投加量对磷的去除有较大影响。考察了生物处理中EPS和IPS的形成。对EPS和IPS的形成关系进行了研究，结果发现IPS中PHB含量远远高于胞内糖原和EPS的含量，PHB是耦合体系中积累能力最强的细胞聚合物。EPS和IPS之间存在竞争关系，尤其是EPS和PHB之间的竞争关系非常明显。金属离子的存在会改变胞内外聚合物的这种竞争关系。参与开发了两套耦合工艺：催化铁法与悬浮填料生物膜法耦合和催化铁法与短程硝化反硝化SBR工艺耦合。对这两组耦合工艺中COD、色度、TP、TN等去除情况以及同时脱氮除磷进行研究。结果证实了耦合工艺中，微生物的生长情况优于对照反应器。耦合反应器对各主要污染因子(COD、色度、PO_4~(3-)-p、TP和TN)的去除效果均好于未耦合反应器。在常温25℃状态下，催化铁法与短程硝化反硝化SBR工艺耦合，更易造成短程硝化的产生，且能明显缩短硝化时间。催化铁法与短程硝化反硝化SBR工艺耦合具有良好的除磷效果，耦合工艺对反应器中的磷元素有较大影响，耦合后污泥EPS中的磷含量大大减少。
刘俊新[4]2014年在《厌氧+好氧耦合工艺深度处理城镇污水处理厂二级出水的试验研究》文中进行了进一步梳理由于北运河流域（北京段）水体受到严重污染，且排放到水体中的污废水超出了水环境的自净能力。为缓解北运河流域（北京段）水体环境的污染负荷，提高河流的自我修复能力，北京市颁布新的《城镇污水处理厂水污染排放标准（DB11/890-2012）》地方标准，要求出水水质达到CODcr<30mg/L，NH3-N<1.5mg/L的要求。目前，该流域内已建污水处理厂出水水质可以达到国家排放标准，与北京市的地方标准仍有一定差距。为此，研究一条经济成本少、低能耗、高效的技术方案，使出水达到《城镇污水处理厂水污染排放标准（DB11/890-2012）》，为同类污水处理厂升级改造提供参考。本文研究学习了国内外二级生化出水的处理现状，对于城镇污水处理厂二级出水中存在多种多样的病原微生物、微量有毒有害化学污染物和难生物降解这一鲜明特点，比较各种物理、生物处理技术，选择适宜的深度处理工艺，得出最佳的工艺参数。本课题研究的主要内容包括：（1）物化处理深度处理工艺试验研究：通过铁碳微电解法、Fenton试剂法以及铁碳耦合Fenton试剂法深度处理二级生化出水，得出适合原水水质的最优深度处理工艺及运行参数；（2）厌氧生物法处理二级生化出水试验探究：采用厌氧工艺深度处理二级生化出水，主要研究不同的载体填料对污水的去除效果以及适宜的运行参数；（3）采用固定化微生物SBR工艺处理法对城镇污水厂二级生化出水的处理效果，考察不同载体填料、反应周期、溶解氧（DO）浓度等影响因素，确定适宜的参数；（4）选取以上叁各工艺的适宜的参数，进行有效组合，比较衡量各个组合工艺的可行性，根据试验结果分析，得出以下主要结论。（1）通过对Fenton氧化法、铁碳微电解法以及铁碳微电解耦合Fenton法处理二级生化出水的试验研究，确定各个各个工艺的最佳运行参数，在最佳运行参数和运行成本比较分析，得出采用铁碳微电解法处理城市污水厂二级出水处理效果较好，且运行成本低，便于工程实际的应用。其适宜的运行参数为：调节进水pH为5，海绵铁投加量为20g/L，铁碳质量比为2:1，反应时间为60min，进水CODcr、TP浓度分别为57mg/L、2.3mg/L，经铁碳微电解处理后出水CODcr、TP的平均浓度为27mg/L、0.29mg/L，去除效果分别为45%-50%、88%-95%，运行成本为0.13元/m3。（2）在温度为室温，进水pH为6-9的条件下，通过不同载体填料的厌氧反应器对二级生化出水的处理效果分析比较，得出以海绵铁和活性炭为载体填料的厌氧反应器对污水的处理效果要优于其他两种载体。且从接种驯化到生物膜的成熟，该反应器挂膜时间短，经过15d挂膜成功，而其他两种载体的厌氧反应器运行15d后处理效果仍不稳定。以海绵铁和活性炭为载体填料的厌氧反应器在反应周期为10h时，对污水处理效果好，出水剩余CODcr、TN浓度为22mg/L、13.7mg/L，CODcr和TN去除率分别达到60%和48%，而厌氧条件下对NH3-N去除效果不明显。（3）在进水pH为6-9，室温条件下，以比表面积大、孔隙率高的小孔聚氨酯载体填料的好氧反应器挂膜启动时间短，且对污水的处理效果要优于以大孔聚氨酯载体填料的好氧反应器。在反应周期为6h，DO浓度为2-4mg/L时，以小孔聚氨酯载体填料的好氧反应器处理二级生化出水的效果好，其出水剩余CODcr、氨氮以及总氮的浓度分别为29mg/L，1.0mg/L以及15mg/L，CODcr、氨氮以及总氮平均去除率分别为48%、93%以及48%，出水水质可以达到北京市《城镇污水处理厂水污染排放标准（DB11/890-2012）》。（4）通过对各个组合工艺处理二级生化出水的试验研究，得出采取厌氧生物滤池+好氧SBR组合工艺处理城市污水厂二级生化出水的效果好，进水CODcr、NH3-N平均浓度分别为59mg/L、13mg/L，出水CODcr、NH3-N平均浓度分别为20mg/L、1.0mg/L，出水水质可以达到北京市《城镇污水处理厂水污染排放标准（DB11/890-2012）》地方标准。该组合工艺具有性能稳定、操作简单、运行成本低等优点，为北京市城镇污水处理厂的升级改造提供参考。
王洪[5]2004年在《磷霉素钠制药废水的净化研究》文中指出制药废水由于其复杂的污染物成份及毒性,是较难处理的一种废水。本论文在对磷霉素钠制药废水进行深入研究的基础上,通过一系列实验对磷霉素钠制药废水的处理提出了一个合理的工艺流程,先用微电解法对废水预处理,再进行SBR好氧生物处理,使废水得到净化。 实验表明采用微电解法预处理磷霉素钠制药废水是一种可行的预处理方法。在静态实验中,选用铸铁屑、粒状活性炭作为基本原料,分别考察了铁炭比、反应pH值、反应时间、反应温度、出水调节pH值、铸铁屑粒度等因素对废水处理效果的影响。经实验得到最佳工艺条件是:铁炭比为(9～5):1,反应pH=4,反应时间为1小时,铁屑加入量为(4～5)g/100mL废水,温度采用废水原始温度30℃,可以去除废水中40%～55%左右的COD_(Cr)。投加H_2O_2对微电解反应进行强化,实验表明当H_2O_2加入量为200mg/L时,废水的COD_(Cr)去除率可达到65%以上。在动态实验中,废水在反应柱中停留时间为10min即可以达到较好的处理效果。经过微电解预处理,可以提高废水的可生化性,使BOD_5/COD_(Cr)值由处理前的0.25左右提高到0.4,为后续生物处理创造了条件。 采用SBR法对微电解预处理后的出水进行生物氧化。首先对活性污泥进行培养与驯化;SBR反应器采用非限制性曝气方式,一个运行周期为12个小时,控制进水时间为10min,曝气时间为8小时,沉淀时间为1.5小时,闲置时间2小时,则废水的COD_(Cr)值可以由2000mg/L降低到190mg/L以下,去除率达到91%以上;实验中考察了在SBR反应器内溶解氧的浓度与反应器中废水COD_(Cr)值之间的关系,认为DO可以作为SBR反应进行程度的一个指示性参数,用来指明生物反应达到的程度及控制曝气量的大小,为控制实验过程进行了初步的探讨。实验表明,SBR反应器内的活性污泥性能良好,污泥絮体大,SVI值较低,污泥沉降性能好。 经过微电解-SBR联合工艺的处理,磷霉素钠制药废水的COD_(Cr)总去除率可以达到95%以上,出水COD_(Cr)降至200mg/L以下,达到了国家污水排放二级标准。 本论文最后对微电解法-SBR联合工艺流程的技术经济特点进行了分析,认
胡斌[6]2008年在《铁炭微电解—生物组合工艺处理制药废水试验研究》文中研究表明针对制药废水有机物浓度高、毒性大、可生化性差等问题,以重庆市某医药化工有限公司化学原料药类制药废水为研究对象,以开发高效、低耗的制药废水处理技术为目标,提出了铁炭微电解法作为处理该制药废水的预处理工艺。对影响序批式铁炭微电解池和曝气铁炭微电解滤池处理效能的因素进行了系统的研究,得出了铁炭微电解系统的最优运行工况;通过正交试验,考察了pH值、Fe/C体积比、反应时间、曝气量及负荷对铁炭微电解处理效能的综合影响;同时,针对铁炭微电解系统实际运行中存在的问题,提出了铁炭微电解系统处理效能保持技术,以及提高效能的出水pH调控技术和多级微电解系统处理技术,研究得出了关键工艺参数。并对铁炭微电解系统处理硝酸盐氮的效能进行了探讨,通过对水解酸化–ASBBR–SBBR组合工艺的研究,实现了该制药废水的达标排放。研究得出了如下主要结论:1)序批式铁炭微电解池处理效能试验结果表明:在进水pH值为3,Fe/C体积比1∶2,铁屑、活性炭粒径16目,负荷为175.5kgCOD/(m3铁炭·d),气水比10:1,反应时间为2h时,可使进水COD为19000 mg/L,色度为600的制药废水出水COD降至8490mg/L,去除率达到55.29%,色度为20,去除率为96.67%。正交试验结果表明:对处理效能的影响高度显着的因素及其排序依次为pH值、反应时间和Fe/C值,而负荷、曝气量的影响不显着。pH值、Fe/C值、反应时间T对处理效能综合影响的正交试验回归方程为:η=99.21-14.07pH+25.59T-36.99Fe/C-2.39(pH)·(T)+5.43(pH)·(Fe/C)(%)2)对曝气铁炭微电解滤池的单因素试验结果表明:在进水pH值为3.0,Fe/C体积比1:1,填料处理负荷为192kgCOD/(m3铁炭·d),气水比10:1,反应时间为2h时,对废水中有机物和色度都有很好的去除效果,COD去除率、色度去除率分别达到62.84%和96.67%。正交试验结果表明:对处理效能的影响高度显着的因素及其排序依次为pH值、反应时间、Fe/C值和气水比,负荷的影响不显着。pH值、Fe/C值、反应时间T和曝气量β对处理效能综合影响的正交试验回归方程为:η=0.55+5.12pH+16.31T+3.26Fe/C+0.51β- 0.53(pH)·(T)-3.64(pH)·(Fe/C)-0.05(pH)·(β)(%)序批式铁炭微电解池和曝气铁炭微电解滤池对废水的可生化性改善显着,出水BOD5/COD值由0.19提高到0.50以上,可生化性明显提高,使后续生物处理成为可能。3)研究表明:铁炭微电解反应器运行状态可以分为活性段、稳定段和衰减段,通过3%的稀盐酸活化、反冲洗可使系统处理效能从衰减段恢复到稳定段,处理效能维持运行周期一般为10d左右,通过清洗再生可以保持稳定处理效能;通过对铁炭微电解系统出水调节pH值至8,可使COD去除率达到55.70%,与不调控pH的系统相比去除率提高25.95%;对于难降解废水的处理,多级微电解系统是提高处理效能的有效途径,与单级微电解系统相比,二级微电解系统COD去除率达到61.80%。4)铁炭微电解处理硝酸盐氮的试验结果表明:在铁屑、活性炭粒径35目,pH值为3,Fe/C体积比3:1,气水比为5:1,反应时间1.5h时,硝酸盐氮的去除率达到50.82%,出水NO3--N由793mg/L降至390mg/L。5)铁炭微电解-两级水解酸化-ASBBR-SBBR组合工艺能使COD为20000~22500mg/L,NO3--N为750~853mg/L,色度800~900倍的进水,最终出水分别为143~200mg/L、12~17mg/L、色度5~20倍,总去除率达到99.16%、98.13%、98.82%,达到污水综合排放标准医药原料药类二级标准。
汤烜[7]2008年在《头孢噻肟钠模拟制药废水的处理方法的研究》文中研究指明日益严重的水污染所产生的影响和压力给经济发展和生态环境带来重大的影响。其中,制药废水是造成水污染的原因之一,该废水也是最难处理的工业废水之一,特别是抗生素生产废水,它不仅难生物降解,而且还有抑菌作用,从而可能导致自然水体恶化,因此,寻求一种经济高效的水处理技术来有效处理这类废水就显得十分必要。本文研究了活性炭、Fenton试剂等单一处理方法及其联合处理方法处理头孢噻肟钠模拟制药废水的效果。研究发现,采用高级氧化法与生物法联合处理技术,可有效处理该类废水,为该废水的工业处理提供了一定的理论依据。实验研究表明：(1)对低浓度头孢噻肟钠模拟制药废水的处理采用单一处理技术(活性炭技术、Fenton试剂、光氧化技术及内电解技术)进行处理时,处理效果都不太理想,其中处理效果最好的是活性炭技术,但其CODcr去除率也仅达到52.6%。采用多种高级氧化联合处理技术(活性炭/Fenton试剂、UV/Fenton试剂、UV/活性炭/Fenton试剂及内电解接触氧化还原法)进行处理时,处理效果均有较大提高,CODcr去除率均大于77%。(2)对高浓度头孢噻肟钠模拟制药废水的处理：采用多种高级氧化联合处理技术(活性炭/Fenton试剂、UV/Fenton试剂及UV/活性炭/Fenton试剂联合技术)进行处理时,在和低浓度处理的相同条件下,CODc,去除率有所降低,但废水的BOD5/CODcr大大提高(均大于0.5),明显提高了废水的可生化性。其中,UV/活性炭/Fenton试剂联合技术的处理效果最好,对于进水CODcr浓度为1134.8 mg/L的模拟废水,CODcr去除率达65.3%,BOD5/CODcr值达0.75。采用高级氧化技术与生物法联合技术(UV/活性炭/Fenton试剂联合技术为预处理方法再接SBR法)对进水CODcr浓度为1134.8 mg/L的头孢噻肟钠模拟制药废水进行处理时,总CODcr去除率达82%左右。而采用UV/活性炭/Fenton试剂联合技术为预处理方法再接厌氧处理和SBR法处理时,则总CODcr去除率可提高至92.3%,出水达到GB8978-1996行业一级排放标准。(3)采用UV/活性炭/Fenton试剂/SBR法联合技术对高浓度的头孢噻肟钠模拟生产废水的处理对进水CODcr浓度为1194.1 mg/L的头孢噻肟钠／丙酮模拟生产废水进行处理时,总CODcr去除率达93.7%,出水达到GB8978-1996行业一级排放标准。对进水CODcr浓度为1007.2 mg/L的头孢噻肟钠／丙酮／四氢呋喃模拟生产废水进行处理时,总CODcr去除率达90.4%,出水达到GB8978-1996行业一级排放标准。研究表明,采用UV／活性炭/Fenton试剂/SBR法联合处理工艺对难生物降解的头孢噻肟钠类制药废水的处理是有效的,本研究为该类废水的处理提供了一种有效的处理工艺。
杨林[8]2012年在《微电解-Fenton-SBR法处理靛蓝牛仔布印染废水的研究》文中指出靛蓝牛仔布印染废水组分复杂，色度大、含盐量大，是印染废水中较难处理的废水；未经处理或处理不达标就直接排放，将严重地污染地表或地下水资源；微电解-Fenton-SBR工艺处理这类工业废水，有处理效果好、占地少、操作简单、处理费用较低、并有以废治废等优点。本课题以铁炭微电解-Fenton预处理、SBR法深度处理靛蓝牛仔布印染废水，以COD为目标污染物来研究铁炭微电解-Fenton试剂反应体系的水处理效果及相关影响因素，其目的是将铁炭微电解技术与Fenton试剂反应进行有效结合，发挥微电解反应产生Fe~(2+)的作用，在较低的成本下促进·OH的产生，克服Fenton反应处理成本高、氧化剂浪费严重等缺点，然后采用SBR法深度处理靛蓝牛仔布印染废水，使其达到《纺织染整工业水污染排放标准》(GB4287-1992)中的一级标准，为微电解-Fenton-SBR法处理靛蓝牛仔布印染废水的实际应用提供参考依据。主要研究结论如下：（1）采用正交试验和单因素分析试验的方法分析得出微电解处理印染废水的最佳处理工艺条件为：pH值3、铁炭质量比2:1、反应时间90min；对试验数据进行多项式拟合，得到微电解降解印染废水COD_(cr)的方程为：1/ct-1/c0=4×10~(-6)t+4×10~(-4)（c0、ct分别为废水初始COD、t min时废水COD，t为反应时间），相关系数R~2=0.9663，微电解处理靛蓝牛仔布印染废水COD的降解反应符合二级反应动力学规律。（2）通过正交实验和单因素实验确定了微电解-Fenton反应的最佳操作条件。研究结果表明：微电解出水在pH为5、H_2O_2投加量为3‰条件下反应60min后，COD去除率可达84.1%，色度去除率达90%，BOD_5/COD比值上升至0.525；铁炭微电解-Fenton组合工艺COD的总去除率为87.26%。（3）用SBR法对靛蓝牛仔布印染废水微电解-Fenton出水进行深度处理研究，考察了曝气时间、运行方式及初始pH值对SBR反应效果的影响。实验结果表明：SBR法深度处理微电解-Fenton靛蓝牛仔布印染废水出水的最佳曝气时间为10h；最佳运行方式为叁段A/O式，COD去除率为96%，色度去除率为98%；最佳pH值为7，出水COD为51.2mg/L，去除率达到96%，出水色度为40倍，去除率达到98%；能够稳定达到《纺织染整工业水污染排放标准》(GB4287-1992)中的一级标准。
胡悦[9]2012年在《ABR-SBR组合工艺特性及其降解印染废水的研究》文中指出本论文采用“ABR厌氧-强化SBR好氧-深度混凝”的工艺组合处理某污水处理厂的实际印染废水,着重对该组合工艺在印染废水处理时的运行条件和降解过程进行研究。实验结果如下：(1)ABR反应器成功启动后,对不同HRT下ABR进、出水的各项指标进行测定,研究结果表明：当HRT=18h时,COD和色度的去除率分别为49.9%和52.0%；NH3-N平均增加率为21.8%；出水可生化降解能力显着增强。ABR反应器稳定运行30天,各隔室厌氧污泥种类分明,且各自都不同程度的发挥了降解有机物的作用。(2)SBR好氧反应器曝气12h,沉淀1.5h,闲置1.5h,为该类印染废水处理的最佳运行条件。此时,出水COD、NH3-N、TP和色度的去除率分别为60.0%、93.0%、60.0%和61.0%。(3)最佳运行条件下,通过向SBR反应器中投加活性炭以提高废水的处理效果。结果表明：当活性炭投加量为1.0g/L时,COD、NH3-N、TP和色度的去除率分别为77.3%、96.0%、60.1%和80.0%,出水水质最好。反应器稳定运行一个月后,活性炭仍能得到很好的利用,表明投加活性炭后的SBR工艺应用于实际工程中的可行性。(4)深度混凝实验中,混凝剂PAC和絮凝剂PAM的投加量分别为0.2g/L和3.0mg/L、进水pH为8.0时,混凝出水效果最佳。该条件下,出水COD、TP和色度的去除率分别为58.0%、89.0%和85.0%。(5)利用“ABR厌氧-强化SBR好氧-深度混凝沉淀”组合工艺对印染废水进行处理,工艺最终出水平均COD浓度在50.0mg/L以下,总去除率为93.0%；最终出水色度在10倍以下,总去除率大于98.0%；最终出水NH3-N浓度在1.0mg/L-1.5mg/L,总去除率为97.1%：最终出水TP浓度在0.4mg/L以下,总去除率为95.9%。工艺处理效果明显,水质指标达到DB32/072-2007的排放要求。
马焕春[10]2013年在《畜禽养殖场沼液的微电解—电极-SBBR处理工艺研究》文中研究指明随着我国的畜禽养殖业逐步走向规模化、集约化,大中型沼气工程也随之得到迅猛发展,畜禽养殖场沼气工程在利用废物产生清洁能源的同时形成了大量的成分复杂,浓度高的沼液,这已成为大中型沼气工程发展的制约因素。目前对于沼液处理尽管可以采用还田处理或者是资源化利用的方式,但是这两种消纳方式受到多种条件的制约,尤其受到我国地少人多等实际条件的限制,因此工艺性工程化处理畜禽养殖场沼气工程所产生的大量沼液仍是必然的选择。鉴于沼液高氮磷、低C/N比的特点,考虑通过物化的预处理方法,改变其溶液的理化性质,去除或降解难降解的有机物,强化后续的生化处理,使排放废水能够达到《畜禽养殖行业污染物排放标准》(GB18586-2001)规定的要求。开展沼液处理工艺研究,考察铁炭微电解、电解物化处理单元的可行性,考察SBBR及电极-SBBR工艺生化处理单元的可行性,研究“叁级微电解-电解”物化处理沼液组合工艺的可行性及处理效能,进行微电解-电极-SBBR组合工艺的处理效能试验研究。1、铁炭微电解试验铁炭微电解试验选择曝气量、初始pH值、铁炭体积比(Fe/C)和水力停留时间(HRT)作为试验影响因素,经单因素试验结果推荐反应条件分别为：15.0mL/min-L沼液(曝气量)、4-5(初始pH值)、1：1(Fe/C),2.5h(HRT),其COD、NH4+-N、TN、TP的去除率分别为37.22%～44.74%、18.47%～30.42%、20.32%～40.75%、66.01%～87.56%。正交试验表明,各因素对COD去除率的影响程度大小为HRT>曝气量>pH值>Fe/C,对NH4+-N去除率的影响程度大小为Fe/C>HRT>pH值>曝气量,对TP去除率的影响程度大小为曝气量>HRT>pH值>Fe/C。通过综合平衡分析后,铁炭微电解的推荐工作条件是曝气量为15.0L/min-L,初始pH值为4,Fe/C为2：1,HRT为2.5h。微电解的多级串联试验表明,3级反应的去除效果最为合理。通过平行试验证明了微电解处理效果的稳定性。填料的扫描电镜发现,用水冲洗过的反应后的填料可以恢复其活性；沉淀物的XRD图谱分析,证实了磷是以FeP04的形式去除的。2、电解试验电解试验选择极电压、反应时间、初始pH值、极板间距作为试验的影响因素,试验结果表明,在10V(极电压)、3.0h(反应时间)、5.0(pH值)和20mm(极板间距)的条件下,其去除效果最好,COD、NH4+-N和TP的去除率分别为：30.77%～59.00%、6.34%～10.66%和22.91%～44.04%,在此推荐反应条件下,通过变换极板的电极、叁维电极、曝气和增加极板数等方式来改变反应的条件,试验结果表明,曝气对于COD、NH4+-N的影响最大,而增加极板数对TP的影响最大,因此最终选择增加曝气作为反应改变的条件。3、SBBR及电极-SBBR试验历时6周完成了对SBBR及电极-SBBR反应器活性污泥的挂膜驯化,结束时,软性填料上形成了1.2～1.5mm生物膜,镜检发现系统中累枝虫、轮虫等原生动物为优势微生物,且形成了较为密实的菌胶团。SBBR及电极-SBBR的比较试验结果表明,经过电极强化的SBBR工艺,对污染物的去除能力有大幅度的提高。最终依据试验结果,推荐7.0h作为反应的运行周期,其运行工况为：进水→厌氧(1.0h)→曝气(4.0、通电)→缺氧/厌氧(2.0h、通电)→出水→闲置。按照确定的运行工况,选择极电压、DO质量浓度、填料密度作为运行的影响因素,试验结果表明,在15V、4～5mg/L和30%的反应条件下,其COD、氨氮和TP的去除率分别为61.57%～69.81%、84.38%～90.69%和54.80～65.26%。在推荐的工艺条件下,运行电极-SBBR工艺稳定运行的30d内,COD和NH4+-N的去除效果较好,其去除率分别维持在70%和80%以上,出水较为稳定,基本都能够达到《畜禽养殖行业污染物排放标准》规定的要求,并且都有一定的抗冲击负荷的能力：对TP的处理效果也较为稳定,但去除效果不理想,平均出水浓度为8.86mg/L,超过了8.00mg/L的限值要求,因此还需进行强化处理。4、工艺组合试验在微电解、电解处理工艺的基础上,进一步开展了“微电解-电解”物化处理组合工艺的试验研究。该工艺对COD、BOD5、氨氮、TP和SS都有明显的去除效果,BOD5/COD由进水的0.19提高到0.53～0.57,显着的提高了出水的可生化性,出水TP(3.95～7.17mg/L)能够达到GB18586-2001的标准要求,其余与标准之间还存在较大差距。微电解与电解的对比试验表明,按照各自推荐的反应条件,在相同的时间内,微电解的处理效果优于电解,尤其是NH4+-N、TP和SS的去除效果差异性较大,因此选择铁炭微电解作为沼液的预处理方法。在此基础上,进行了“叁级微电解-电极-SBBR"工艺的组合的试验研究,在COD、氨氮、TP和SS的进水浓度分别为4400.00～6660.00、804.43～1675.95、89.87～175.41和5724～11462mg/L,进水pH值4.3～5.1的情况下,经过运行可知,前8天,各指标的出水浓度分别为231.00～396.00、56.55～79.39、5.82～7.84和89.20～177.30mg/L之间,达到了GB18586-2001规定的400.00、80.00、8.00和200.00mg/L的指标要求。因此将8d作为一个运行周期,用自来水通过反冲洗的方式去除吸附在铁炭填料表面的物质,使铁炭填料活化,然后再继续进行处理。本文在单工艺基础上,构建“微电解-电极SBBR"耦合新工艺处理沼液废水,处理效果较好,出水水质能够达到《畜禽养殖行业污染物排放标准》(GB18586-2001)规定的要求,且稳定性较好。
参考文献：
[1]. 内电解法强化后续SBR处理工艺的研究[D]. 马红芳. 合肥工业大学. 2003
[2]. 微电解法强化SBR工艺处理模拟城市污水的试验研究[D]. 刘国秀. 西安建筑科技大学. 2008
[3]. 催化铁法与生物法耦合中胞内外聚合物的研究[D]. 葛利云. 同济大学. 2007
[4]. 厌氧+好氧耦合工艺深度处理城镇污水处理厂二级出水的试验研究[D]. 刘俊新. 兰州交通大学. 2014
[5]. 磷霉素钠制药废水的净化研究[D]. 王洪. 东北大学. 2004
[6]. 铁炭微电解—生物组合工艺处理制药废水试验研究[D]. 胡斌. 重庆大学. 2008
[7]. 头孢噻肟钠模拟制药废水的处理方法的研究[D]. 汤烜. 昆明理工大学. 2008
[8]. 微电解-Fenton-SBR法处理靛蓝牛仔布印染废水的研究[D]. 杨林. 山东农业大学. 2012
[9]. ABR-SBR组合工艺特性及其降解印染废水的研究[D]. 胡悦. 南京理工大学. 2012
[10]. 畜禽养殖场沼液的微电解—电极-SBBR处理工艺研究[D]. 马焕春. 西南大学. 2013
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