廢水中磷的處理方法范文

導語：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，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

關鍵字：有機磷廢水 MAP 微電解

中圖分類號： TE08 文獻標識碼： A

前言

目前國內有400多家農藥生產廠家，生產200多種農藥，年產量近30萬t其中80%是有機磷農藥[l]。有機磷農藥在防治農業病蟲害方面具有高效、經濟、方便和廣譜等優點，但長期大規模生產和使用，對環境特別是水體造成了嚴重污染，這己經成為嚴重的環境問題。

有機磷農藥廢水的處理方法大多用生物法，即以細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，對微生物具有毒害作用，故直接使用生物法難以達標處理。現在還沒有有效的有機磷農藥廢水預處理方法，國內普遍采用清水稀釋數倍后再用生化法處理，稀釋倍數有的高達20-40倍。這種方法不但加重了生化處理裝置的負荷，浪費水資源，還同時增加了水費、排污費和處理費用。在此背景下，研究探索農藥廢水的預處理技術已成為一個迫切的研究課題[2-5]。

本文以安徽菱化實業股份有限公司有機磷農藥廢水為例，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）對有機磷農藥廢水預處理的效果，為我國有機磷農藥廢水預處理工藝的選擇提供依據。

2實驗料與方法

2.1實驗用廢水

實驗用廢水為安徽菱化精細化工有限公司年產2萬噸雙甘膦、1萬噸亞磷酸二甲酯項目的污水。

2.2實驗方法

（1）堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝（MAP）實驗流程圖如圖1所示。

廢水

（經調pH）

出水

圖1 堿性水解+MAP工藝小試裝置流程圖

（2） 微電解工藝試驗流程如圖2所示。

（經調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pH至10；

加熱反應：加熱溶液至70℃；

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

沉淀：沉淀兩小時，出水。

2.2.2微電解工藝

(1)鐵屑的預處理

用3.3%的硫酸進行酸活化，活化的時間根據鐵屑表面覆蓋誘層的厚度及反應過程中鐵屑被腐蝕的程度而定，一般在30-60min。

（2）活性炭的預處理

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

（3）微電解反應柱的填裝

將預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，放入微電解反應柱中。鐵炭微電解反應柱采用一根直徑為80mm，柱高為75Omm的PVC柱。

(4)微電解實驗過程：廢水在微電解塔中停留時間1小時，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pH至8，停留2.5-3小時，使其充分反應，去上清液出水。

2.3 分析方法

實驗各指標分析方法如表2。

表2 實驗各指標分析方法

項目 分析方法 方法來源

pH 玻璃電極法 GB 6920－86

化學需氧量 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結果與分析

3.1兩種工藝對有機磷廢水COD的去除效果

實驗運行8天，兩種工藝對有機磷廢水中COD的去處效果比較，如圖3所示：

圖3 兩種工藝對有機磷廢水COD去除率的比較

從圖3分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后出水COD平均去除率為44.90%。有機磷廢水經微電解工藝預處理后COD平均去除率為63.67%。可見微電解工藝對有機磷廢水中COD的去除效果比堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝好。

3.2兩種工藝對有機磷廢水總磷的去除效果

兩種工藝對有機磷廢水中總磷的去處效果比較，如圖4所示：

圖4兩種工藝對有機磷廢水總磷去除率的比較

從圖4分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后總磷平均去除率為35.39%；有機磷廢水經微電解工藝預處理后總磷平均去除率為52.06%。可見微電解工藝對有機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。

3.3兩種工藝對有機磷廢水氨氮的去除效果分析

兩種工藝對有機磷廢水中氨氮的去除結果如圖5所示：

圖5兩種工藝對有機磷廢水氨氮去除率的比較

從圖5分析可得，有機磷廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝預處理后出水氨氮平均去除率為59.67%；有機磷廢水經微電解工藝預處理后出水氨氮平均去除率為17.31%。可見堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對有機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，廢水經堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝處理后出水水質不是很穩定，原因可能是反應產物為絮狀沉淀物，難以沉淀完全；微電解工藝處理廢水時后一天出水水質比前一天差，原因可能是隨著反應進行，填料會慢慢板結或堵塞，造成處理效果下降，故每兩天清洗填料一次。

4 結論

本實驗采用堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝和微電解工藝對有機磷廢水進行預處理，得到如下結論：

（1）微電解工藝對有機磷廢水中的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）微電解工藝對有機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有機磷廢水中的氨氮去除率較高，為59.67%，而微電解工藝對總磷的去除率較低，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有機磷廢水的預處理效果各有千秋。堿性水解+磷酸銨鎂除磷脫氮工藝對氨氮的去除效果比較好；微電解工藝對COD及總磷的去除效果更好。本次實驗所用廢水中COD及總磷含量較高，故建議選擇微電解工藝。

參考文獻：

[1] 楊新萍，王世和．混凝法處理有機氯農藥廢水的研究[J]，環境科學與技術，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研究[P]，南京東南大學:全國第四屆水處理大會論文集，2002，4:100-105

篇2

[關鍵詞]磷霉素鈉；制藥廢水；電化學處理

中圖分類號：U284.2 文獻標識碼：A 文章編號：1009-914X（2016）01-0362-01

某制藥廠合成磷霉素鈉的生產工藝相對比較復雜，同時原材料和生產過程中所引入的物質及反應中所產生的中間物質的種類也相對比較多，在對物質進行分離和提純的過程中也會融入一些有機溶劑，這樣一來也就使得生產的過程中會產生非常多的廢水，水中所含雜質復雜性較高，因此廢水當中的毒性較大，可生化性也不強，對其處理的過程中有物化法、生化法等，在這些方法當中，生化法處理的細菌很難大量的培養，同時處理的過程中也不會產生較大的負荷，可以有效的減少水中的有機物，對有機磷作用非常明顯，這樣也就降低了廢水中的毒性，確保后續生化處理工藝得以順利的操作。

1、試驗

1.1裝置

試驗裝置主要有直流電源、電極、反應器主體和磁力加熱攪拌器構成，反應器內的溶劑為500ml，其工作的電流主要是直流穩壓電源供給，陽極是10cmx6cm的肽網電極和涂層電極，使用磁力加熱攪拌器完成液體攪拌流程，在調節PH值的過程中主要采用的試劑是濃硫酸，同時在這一過程中還要使用專業的PH測試計對其進行檢測。

1.2 方法

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

η=（1-CtC0）×100%（1）

其中，C0為廢水中CODCr和有機磷初始濃度，mgL；Ct為t時刻廢水中CODCr和有機磷濃度，mgL。

2、結果

2.1影響因素

2.1.1溫度

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

在試驗的過程中量取500ml的磷霉素鈉廢水，在電流為4.0A，氯化鈉的濃度為0.2mol/L的時候將廢水的PH值調節到7，電機的間距是0.5cm的情況下，通過磁力加熱攪拌器對剛剛量取的廢水進行加熱處理，同時還要將廢水的溫度控制在50、55和80℃的時候對其進行試驗，這樣就可以得知反映溫度對污染物處理的影響。

電化學法處理廢水時，有機物的降解一般分為2個過程：1）大分子有機物被分解成小分子有機物；2）小分子有機物進一步被無機化，轉變為CO2和其他無機物。反應溫度升高，可降低各步反應的活化能，使得反應速率加快；同時溫度升高，增加了溶液的電導率，在恒電流條件下，降低了極板兩端電壓，進而節約了能耗。電化學處理含氯離子廢水，電化學原位生成活性氯是污染物降解的主要原因，但如果反應溫度過高，活性氯的分解速率加快，反而造成污染物去除率降低；同時試驗設備在高溫下的腐蝕速率加劇。因此綜合考慮，最終確定試驗溫度為80℃左右。

2.1.2電解質濃度

用量杯量取500毫升的磷霉素鈉制藥的廢水，在電流為4A的時候對廢水進行適當的調整，將其PH值調整到7.05，電極之間的距離為0.5厘米，將反應的溫度控制在80℃，之后進行試驗，試驗的過程中要對電解質氯化鈉的加入量對處理效果的影響進行詳細的觀察。

將電化學體系中引入的Cl-作為氧化劑的來源，當陽極電位大于其析出電位時，Cl-在陽極轉化為Cl2，并進一步生成活性氯來氧化分解污染物。隨著電解質NaCl濃度的增加，CODCr的去除率在90～180min內呈減緩趨勢，這可能是由于過多的Cl-會影響CODCr的測定造成的。在30～150min內，有機磷去除率隨著Cl-濃度的增大而增加；當處理180min后，在NaCl濃度為0.2和0.3mol/L條件下，電化學法對有機磷去除率相當，約為55%。由于NaCl投加量過大會使廢水鹽度升高，不利于后續處理，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，反應溫度為80℃，NaCl濃度為0.2molL，電極間距為0.5cm的試驗條件下，對初始pH為10.62的廢水，用濃硫酸調節廢水pH，考察初始pH對處理效果的影響。

溶液的pH是影響電化學氧化法處理效果的一個重要因素。當廢水初始pH為3.42時，對污染物的去除效果最佳，處理180min后，CODCr和有機磷的去除率分別達64.6%和62.7%。磷霉素鈉廢水中有機磷污染物均具有堿性的磷酸基基團，屬于強Levis堿，電化學氧化作用可破壞磷霉素鈉分子中的C―P鍵，無機態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，廢水中的磷酸鹽會在電極表面結垢，形成一層灰白色膜，降低傳質效率和電流效率，影響污染物的去除效果。對于初始pH為3.42的廢水，經過電化學處理后，出水pH為6.70左右，無需調節pH即可進入后續生化單元。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，改變電流大小進行試驗，考察不同電流大小對處理效果的影響。如圖1所示。

由圖1可知，CODCr和有機磷的去除率隨著電流的增大而增加，當電流為4.0A時，在60min內，有機磷的去除率上升幅度較大，主要是因為電流較大，電極在單位時間內產生的活性氯數量多，對污染物的氧化速率較快。隨著反應的進行，污染物去除速率的增加幅度逐漸趨于平緩。反應180min后，CODCr和有機磷濃度分別由12086mg/L和1375mg/L降低至4254mg/L和502mg/L，去除率達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過了電化學氧化處理之后的可生化效果，在最佳的實驗條件下對電化學氧化過程中的磷霉素鈉制藥廢水的可生化性進行了試驗和研究。

3、結論

電化學氧化的方法在磷霉素鈉制藥廢水處理的過程中，溫度對化學反應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果相比，高溫下雜質的清除效果有了非常顯著的改進。

參考文獻：

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

篇3

關鍵詞：富營養化 有機廢水 除磷 工藝隨著工業生產的發展，人口的增加，水體氮磷的污染日益嚴重，工業廢水和含農藥、化肥的農田徑流未經處理或經部分處理就排人江河、湖泊中，導致水體水質急劇惡化，全國大量水體水質下降。磷是引起水體富營養化的關鍵營養物質，要解決水體富營養化問題，廢水除磷在控制水體富營養化方面有實際意義，因此從廢水中除去磷，是解決水體富營養化的關鍵。

1化學法除磷主要工藝

化學沉淀法是一種應用較早和較廣的除磷技術，其原理是投加的陽離子絮凝劑與污水中的PO3-；形成不溶性化合物，同時由于污水中的OH-的存在，最終產生氫氧化物絮體，通過固液分離的方法從污水中脫除，達到除磷的目的。化學沉淀法采用的化學試劑一般是鋁鹽、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生的化學沉淀物，必然導致處理系統的污泥體積和污泥總量的增加，Sehmidtke估測出投加鐵鹽或鋁鹽到污水二級生物處理廠，使出水磷濃度達到1mg/L，相應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，沉淀過程將處在平衡區，并出現氫氧化鐵或氫氧化鋁的沉淀，污泥產生量將出現更明顯的增加。對于污泥量的增加，有必要預先采取控制措施，如對某一處理單元或最終出水中的磷進行在線測定。實現對生物、化學除磷過程的自動調節，有效控制加藥量以節省運行費用并提高除磷效果。

2膜技術除磷主要工藝

2.1 膜技術除磷的優勢

與其它除磷方法相比，微生物法具有獨特的優勢。但微生物法也存在著3個自身無法解決的問題，即：活性污泥沉降性、生化反應速率和剩余污泥的處置費用。對此，水處理專家將膜分離技術引入廢水的生物處理系統中，開發了一種新型的水處理系統，即膜生物反應器（MBR）。它是膜組件與生物反應器相組合的一個生化反應系統。膜技術應用于廢水生物處理，以膜組件替代二沉池，提高了泥水分離率。在此基礎上又通過增大曝氣池中活性污泥的濃度來提高反應速率，同時通過降低F/M的值減少污泥發生量，從而基本解決了上述問題。此外，膜分離技術相對于生物法的最大優勢是能回收純凈的磷鹽，這是生物法所不擅長的。

2.2膜技術除磷的研究及應用

膜技術回收磷鹽主要應用于特定的廢水，可以回收有經濟價值的純凈磷鹽，如磷酸鹽、次亞磷酸鹽等。膜技術用于廢水處理除磷主要是與生物法相組合，組成膜生物反應器。當今，膜生物反應器有許多種類，根據膜組件在膜生物反應器中所起的作用不同，可大致將膜生物反應器分為分離膜生物反應器、無泡曝氣膜生物反應器和萃取膜生物反應器3種。分離膜生物反應器中的膜組件相當于傳統生物處理系統中的二沉池。在此進行固液分離，截留的污泥回流至生物反應器，透過水外泄；無泡曝氣膜生物反應器采用透氣性膜，對生物反應器進行無泡供氧；萃取膜生物反應器是利用膜首先萃取工業廢水中的優先污染活性污泥，并將活性污泥失效的有毒物質萃取掉，然后再對廢水進行生化處理。

3生物除磷主要工藝

3.1A/O工藝

20世紀70年代中期，美國的Spector從控制活性污泥膨脹出發，研究開發了與Bardenpho脫氮工藝類似的A/O工藝，這是目前最為簡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行混合，這種工藝要求沒有硝化反應。一般說來，當厭氧區和好氧區的水力停留時間分別為0.5～1h和1～3h時，便可獲得較好的去除磷和去除有機物的效果。

3.2A2/O工藝

常見的A2/O工藝是在A/O工藝的基礎上增設一個缺氧區，并使好氧區中的混合液回流至缺氧區，這樣就使厭氧、缺氧、好氧三種不同的環境條件及不同功能的微生物菌群能有機配合協作，具有除磷脫氮的雙重功能。此工藝具有抗沖擊負荷能力強、水力停留時間長、運行穩定的特點。當進水總磷約為10mg/L時，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廢水的方法。曾有人為了解土壤處理生活污水中營養鹽的去除性能，設置了近似于毛細管浸透型、蒸發型和中間型的土壤處理凈化設施，進行了3年多的實際調查。結果表明，氮磷的去除率分別為65%和100%，在通過土壤的各種水中都沒有發現磷。

結論

污水除磷技術如今已得到相當快的發展。微生物學與生物化學的研究與進步，以及對除磷機理更深入的了解，將有助于生物除磷工藝的優化與控制。加強對生物除磷機理的研究，尤其是對聚磷菌的生物特性及其分離培育的研究無疑是生物除磷技術的主要發展方向之一。實際上，除了上面所介紹的生物懸浮生長處理工藝，像生物濾池、生物轉盤等附著生長工藝也有較好的除磷效果。

參考文獻：

篇4

（1．武漢軟件工程職業學院，武漢 430205；2．南京農業大學，南京 210095）

摘要：以f／2培養基為對照，采用不同濃度海水養殖廢水培養鹽藻，研究其對廢水的凈化作用。結果表明，鹽藻在海水養殖廢水中能正常生長，利用海水養殖廢水培養鹽藻是可行的，采用不同體積分數的海水養殖廢水處理鹽藻，鹽藻生長差異顯著，生長情況好壞順序為f／2、100％、10％、25％、50％、75％、90％、0%（純海水），培養后廢水水體中氨態氮基本上檢測不到，10％海水養殖廢水處理的硝酸鹽和磷酸鹽去除率均最低，相對較低體積分數的海水養殖廢水處理對硝酸鹽的去除率較高，而相對較高體積分數的海水養殖廢水處理對磷酸鹽的去除率較高。

關鍵詞 ：鹽藻；養殖廢水；生長；凈化

中圖分類號：Q949．21＋2；X55 文獻標識碼：A 文章編號：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

基金項目：武漢市教育局重點教研項目（2011029）

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

近年來，我國的海水養殖業飛速發展，迅速成為養殖產量世界第一的水產大國，養殖業的發展必然帶來海水養殖廢水的排放問題，但其排放標準尚未頒布，為減少養殖成本，養殖場大多未經處理或處理不到位而直接將廢水排入海中。目前，國內外學者已經對海水養殖廢水的處理方法進行了很多研究［1，2］，如采用常規的物理、化學和生化的廢水處理方法［3］，也研究了綜合養殖廢水處理方法，即建立人工濕地生態系統法［4］，但尚沒有成熟的處理技術能高效地去除海水養殖廢水中的氮磷營養鹽。在此基礎上，研究利用海洋微藻凈化海水養殖廢水的可行性及其吸收營養鹽的效果，可為凈化海洋環境、促進水產養殖業健康良性循環提供理論依據及技術支撐。

1 材料與方法

1．1 藻種

鹽藻（Dunaliella salina）藻種由南京農業大學海洋生物學實驗室提供。

1．2 海水養殖廢水水樣

海水養殖廢水取自某魚類養殖場，海水取自近海海域。海水養殖廢水和海水均經沉淀、膜過濾后使用，設計了海水養殖廢水不同體積分數，分別為0％（純海水）、10％、25％、50％、75％、90％和100％，以基本培養基f／2為對照。培養前海水養殖廢水及海水的水樣養分特性見表1。

1．3 培養條件

將對數生長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／mL，在智能光照培養箱（ZPG－280型）中進行培養，設置培養溫度為23 ℃，光照度為3 000 lx，每天定時搖動3次，每次搖動1 min。

1．4 鹽藻細胞計數

在光學顯微鏡下以0．1 mL血球計數板直接計數鹽藻細胞的數量，培養后采用722可見分光光度計每天定時測定樣品的OD700 nm。

1．5 葉綠素含量的測定

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波長下測定出OD663 nm、OD645 nm，采用公式法計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 培養中生理指標的測定

總氮采用過硫酸鉀氧化－紫外分光光度法測定，氨態氮采用靛酚藍分光光度法測定，硝態氮采用鎘柱還原－鹽酸萘乙二胺法測定，亞硝態氮采用鹽酸萘乙二胺分光光度法測定，磷酸鹽采用磷鉬藍分光光度法測定，溶解氧采用碘量法測定，化學需氧量采用堿性高錳酸鉀氧化法測定，pH采用pH計測定，水樣中的鹽度采用鹽度計直接測定［6］。

2 結果與分析

2．1 鹽藻細胞數量與OD700 nm的關系及利用海水養殖廢水培養鹽藻的可行性分析

以f／2培養基培養鹽藻，培養到一定時間分別取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血球計數板分別計數，每個樣品計數3次，取平均值，得出鹽藻細胞數量，測定OD700 nm，圖1表示的是鹽藻細胞數與OD700 nm的關系。從圖1可以看出， 鹽藻細胞數與OD700 nm呈明顯的正相關，r2為0．993 9，由此得出結論，在試驗中可直接測定OD700 nm來表示鹽藻細胞生長情況。

以f／2培養基、海水、海水養殖廢水培養鹽藻，圖2表示的是鹽藻在不同培養液中的生長情況，結果表明，鹽藻在海水養殖廢水中生長正常，與f／2相比，鹽藻在海水養殖廢水中的生長與之相當，表明利用海水養殖廢水培養鹽藻是可行的，接下來探討不同體積分數海水養殖廢水培養對鹽藻生長的影響及對廢水的凈化作用。

2．2 不同體積分數海水養殖廢水培養處理下鹽藻的生長及對海水養殖廢水的凈化作用

2．2．1 不同體積分數海水養殖廢水培養處理對鹽藻生長的影響 不同體積分數海水養殖廢水培養下鹽藻的生長情況如圖3。由圖3可知， 鹽藻在不同體積分數的海水養殖廢水中均能生長，具體生長情況為f／2＞100％＞10％＞25％＞50％＞75％＞90％，均高于純海水處理的生長速率，其中100％、10％、25％海水養殖廢水處理之間生長速度無顯著差異，但顯著高于其他體積分數海水養殖廢水處理，而75％、50％、90％海水養殖廢水以及純海水處理之間第3天開始一直呈顯著差異。表明不同體積分數海水養殖廢水促進了鹽藻的生長，因此如果將其直接排放入海中將會導致鹽藻的大量繁殖，造成水體嚴重污染。

2．2．2 不同體積分數養殖廢水培養對鹽藻葉綠素含量的影響 不同體積分數海水養殖廢水處理對鹽藻葉綠素含量的影響如圖4。由圖4可知，與對照f／2相比，100％海水養殖廢水處理下鹽藻葉綠素的累積量達到最高，50％、75％海水養殖廢水處理下葉綠素積累較高。鹽藻的葉綠素積累與細胞生長呈一定的相關性，說明葉綠素可以作為衡量鹽藻生長的一個指標。海水培養的鹽藻葉綠素含量最低，僅為0．290 mg／L，100％海水養殖廢水處理葉綠素含量顯著高于其他體積分數海水養殖廢水處理，也顯著高于f／2處理，除50％海水養殖廢水處理外，90％、75％、25％、10％4個海水養殖廢水處理之間鹽藻葉綠素積累無明顯差異，100％海水養殖廢水處理的葉綠素含量是海水處理的18倍左右，表明了海水養殖廢水的直接排放對海洋水質污染的巨大影響。

2．3 不同體積分數海水養殖廢水培養鹽藻過程中水質的動態變化

2．3．1 pH動態變化 海水養殖廢水培養鹽藻過程中水體pH變化情況如圖5。由圖5可知，不同體積分數海水養殖廢水處理水樣的pH均隨著培養時間的延長先增加或穩定而后降低，培養至第九天時各處理的pH趨于一致，維持在8．5左右。除對照f／2處理的pH一直處于最高的水平外，其他處理的pH均隨著海水養殖廢水水樣體積分數的增加而增加，即100％＞90％＞75％＞50％＞25％＞10％，并且各處理海水養殖廢水處理的水樣pH均高于純海水處理。海水養殖廢水培養鹽藻過程中pH大致呈現先稍增加后降低最后趨于穩定的趨勢，生長初期，低體積分數海水養殖廢水處理pH較低，高體積分數海水養殖廢水處理較高，而隨著鹽藻的生長，pH最終趨于穩定，說明初始pH并不是影響鹽藻生長的主要因子，它可以通過自身的調節機制使最終pH趨于穩定，說明了鹽藻可以通過自身的生理調節機制來調節其生長。

2．3．2 溶解氧（DO）的動態變化 鹽藻培養過程中水體中溶解氧變化同pH變化趨勢一致，同其生長也有一定的相關性（圖6），低體積分數海水養殖廢水處理下DO較高，培養到第九天時，各處理水樣的DO趨于一致，大致呈現出先增加后減小最終趨于一致的趨勢，在鹽藻生長后期，各處理組DO均趨于一致，可能原因是鹽藻的生長階段已經到了消長平衡期，因此溶解氧呈現趨于穩定的狀態。

2．3．3 化學需氧量（COD）的動態變化 鹽藻培養過程中COD代謝緩慢（圖7），開始時f／2處理較低，體積分數90％的海水養殖廢水處理含量較高，培養到第九天，100％、90％和f／2的COD含量維持在一個較高的水平，而低體積分數的海水養殖廢水處理則相對較低，特別是海水處理的樣品，在整個過程中均處于較低水平，總體代謝緩慢。各體積分數海水養殖廢水處理水樣COD變化大致呈現先增加后減小的趨勢，在一定的程度上可以說明鹽藻不易吸收廢水中的有機成分。

2．3．4 鹽藻培養處理后水體中氮、磷的含量及形態

鹽藻培養后培養液經0．45 μm濾膜抽濾后得培養后水樣。

培養后水體中的氨態氮基本上檢測不到，說明鹽藻已經充分利用了廢水中氨態氮。這與在水體中同時存在硝態氮和氨態氮時氨態氮被優先吸收有重要的關系，同時，氨態氮也抑制了鹽藻細胞對硝態氮的吸收利用。

鹽藻培養后硝酸鹽和磷酸鹽的利用情況見圖8。由圖8可知，海水處理時N、P養分的利用率均達到100％，10％海水養殖廢水處理時硝酸鹽和磷酸鹽的去除率均最低，低體積分數的海水養殖廢水處理時硝酸鹽的去除率較高，而高體積分數的海水養殖廢水處理時磷酸鹽的去除率較高。25％、50％、75％及f／2處理下硝態氮的去除率均達到100％，0％海水養殖廢水處理下硝態氮和磷酸鹽的去除率也達到100％，對于磷酸鹽來說，隨著海水養殖廢水體積分數的增加，各處理去除率呈現增加的趨勢。

3 結論

1）研究結果表明，鹽藻在不同體積分數的海水養殖廢水中均能生長，生長情況與對照f／2培養基處理相當，說明利用海水養殖廢水培養鹽藻是可行的。f／2處理及海水養殖廢水處理鹽藻的生長情況、積累的葉綠素含量均高于純海水處理；培養過程中水體的pH和DO均為先增加后減小最終趨于穩定，COD沒有太大的變化；氨態氮的去除率均達到了100％，硝酸鹽、磷酸鹽的去除率均為海水處理的達最大，為100％。

2）從培養前各培養液的養分情況看，f／2中的磷含量比較高，而硝態氮和氨態氮低于100％海水養殖廢水，而鹽藻以f／2處理生長速度較快，說明了鹽藻在生長過程中磷制約作用大于氮，這與國內外報道的藻類生長受磷限制基本一致。

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篇5

關鍵詞：治理方法 除氟機理 化學沉淀 絮凝沉淀 含氟水

氟是人體必需的微量元素之一，飲用水適宜的氟質量濃度為0.5～1 mg／L。當飲用水中氟含量不足時，易患齲齒病；但若長期飲用氟質量濃度高于1 mg/L的水，則會引起氟斑牙病［1］；長期飲用氟質量濃度為3～6 mg/L的水會引起氟骨病［2］。我國含氟地下水分布廣泛，尤其是在西北干旱地區，約有7000萬人飲用含氟量超標的水，導致不同程度的氟中毒。工業上，含氟礦石開采、金屬冶煉、鋁加工、焦炭、玻璃、電子、電鍍、化肥、農藥等行業排放的廢水中常含有高濃度的氟化物，造成環境污染。

對于這些含氟廢水，目前國內大多數生產廠尚無完善的處理沒施，所排放的廢水中氟含量指標尚未達到國家排放標準，嚴重污染著人類賴以生存的環境。按照國家工業廢水排放標準，氟離子濃度應小于10 mg/L；對于飲用水，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，國內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］，至今很少推廣應用于除氟工藝，主要是因為成本高、除氟率低。本文對近年來國內外含氟水化學沉淀、絮凝沉淀、吸附三種處理工藝的研究現狀及工程應用進行綜述。

1　化學沉淀法

對于高濃度含氟工業廢水，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。該工藝具有方法簡單、處理方便、費用低等優點，但存在處理后出水很難達標、泥渣沉降緩慢且脫水困難等缺點。

氟化鈣在18 ℃時于水中的溶解度為16.3 mg/L，按氟離子計為7.9 mg／L，在此溶解度的氟化鈣會形成沉淀物。氟的殘留量為10～20 mg/L時形成沉淀物的速度會減慢。當水中含有一定數量的鹽類，如氯化鈉、硫酸鈉、氯化銨時，將會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低于20～30 mg／L［6］。石灰的價格便宜，但溶解度低，只能以乳狀液投加，由于生產的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，即使其用量使廢水pH達到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］。當水中含有氯化鈣、硫酸鈣等可溶性的鈣鹽時，由于同離子效應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，經中和澄清和過濾后，pH為7～8時，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，可在廢水中單獨或并用添加常用的無機鹽混凝劑(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，攪拌操作宜緩慢進行，生成的沉淀物可用靜止分離法進行固液分離。在任何pH下［8］，氟離子的濃度隨鈣離子濃度的增大而減小。在鈣離子過剩量小于40 mg／L時，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不能用單純提高石灰過剩量的方法來提高除氟效果，而應在除氟效率與經濟性二者之間進行協調考慮，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，因此要根據實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，直接投加石灰或氯化鈣，除氟效果會降低。這是因為廢水中存在著一定量的強電解質，產生鹽效應，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機酸將廢水pH調到6～8之間，再與氯化鈣等反應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。對于成分復雜的含氟廢水，可用加酸反調pH法［9］，即首先在廢水中加入過量的石灰，使pH＝11，當鈣離子不足時補加氯化鈣，攪拌20 min，然后加鹽酸使廢水pH反調到 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。

近年來有些研究者提出在投加鈣鹽的基礎上聯合使用鎂鹽、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，其工藝過程是：先在廢水中加入氯化鈣，調pH至9.8～11.8，反應0.5 h，然后加入磷酸鹽，再調pH為6.3～7.3，反應4～5 h，最后靜止澄清4～5 h，出水氟質量濃度為5 mg/L左右。鈣鹽、磷酸鹽、氟三者的摩爾比大約為(15～20)∶2∶1。文獻中［11］報道了一種用氯化鈣和三氯化鋁聯合處理含氟水的方法，其工藝過程是：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，主要是因為形成了新的更難溶的含氟化合物，剩余污泥和運行費用僅為原來的1/10。如鈣鹽與磷酸鹽合用時，會生成Ca5(PO4)3F沉淀［10］；氯化鈣與三氯化鋁合用時形成有鈣、鋁、氟組成的絡合物沉淀，其具體組成和結構尚待進一步研究［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- 的絡合以及鋁鹽水解中間產物和最后生成的Al(OH)3(am)礬花對氟離子的配體交換、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、一次處理后可達國家排放標準的優點。硫酸鋁、聚合鋁等鋁鹽對氟離子都具有較好的混凝去除效果。使用鋁鹽時，混凝最佳pH為6.4～7.2［23～14］，但投加量大，根據不同情況每 m3水需投加150～1000 g，這會使出水中含有一定量的對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范圍擴大到5～8 。聚鋁的除氟效果與聚鋁本身的性質有關，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左右時最佳［15］。鋁鹽絮凝沉淀法也存在著明顯的缺點，即使用范圍小，若含氟量大，混凝劑使用量多，處理費用較大，產生污泥量多；氟離子去除效果受攪拌條件、沉降時間等操作因素及水中SO42-，Cl-等陰離子的影響較大，出水水質不夠穩定，這與目前對混凝除氟機理認識還很不夠有關，研究絮凝除氟機理具有明顯的現實意義。

鋁鹽絮凝去除氟離子機理比較復雜，主要有吸附、離子交換、絡合沉降三種作用機理。

(1)吸附。鋁鹽絮凝沉淀除氟過程為靜電吸附，最直接的證據是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。另一證據是當水中SO42-，Cl-等陰離子的濃度較高時，由于存在競爭，會使絮凝過程中形成的Al(OH)3(am)礬花對氟離子的吸附容量顯著減少。

鋁鹽絮凝除氟過程中生成的具有很大表面積的無定性的Al(OH)3(am)絮體，對氟離子產生氫鍵吸附。氟離子半徑小，電負性強，這一吸附方式很容易發生，這已在鋁鹽除氟絮體紅外光譜中得到證實［16］。不管是化學吸附還是物理上的靜電吸附，只要是離子吸附方式，就會使鋁鹽水解陽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，說明鋁鹽除氟過程中離子吸附是一重要的作用方式。

XPS試驗表明［17］，絮體Al(OH)3(am)對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，鋁鹽絮凝除氟過程中，投加到水中的 Al13O4(OH)147+等聚羥陽離子及其水解后形成的無定性Al(OH)3(am)沉淀，其中的OH-與F-發生交換，這一交換過程是在等電荷條件下進行的，交換后絮體所帶電荷不變，絮體的ζ電位也不會因此升高或降低，但這一過程中釋放出的OH-，會使體系的pH升高，說明離子交換也是鋁鹽除氟的一個重要的作用方式［18］。

(3)絡合沉淀。F-能與Al3+等形成從AlF2+，AlF2+，AlF3到 AlF63-共6種絡合物，溶液化學平衡的計算表明，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-等形態存在，這些鋁氟絡合離子在絮凝過程中會形成鋁氟絡合物 (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，絮體的IR和XPS譜圖最終觀察到的鋁氟絡離子AlFx(3-x)+一部分是絡合沉降作用的結果，另一部分則可能是離子交換的產物［19］。

轉貼于 3　吸附方式

用于除氟的常用吸附劑主要有活性氧化鋁、斜發沸石、活性氧化鎂，近年來還報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，達到飲用水的標準。這些吸附劑的基本情況總結于表1。表1列出的為原水氟質量濃度為10 mg/L左右和最佳運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 氧化鋯樹脂［26］ 30 3.5～7

吸附法一般將吸附劑裝入填充柱，采用動態吸附方式進行，操作簡便，除氟效果穩定，但存在如下缺點：

(1)吸附容量低。由表1可見，常用的吸附劑如斜發沸石和活性氧化鋁吸附容量都不大，在0.06～2 mg/g之間。新近報道的羥基磷酸鈣的氟吸附量可達3.5 mg/g，活性氧化鎂的氟吸附為6～14 mg/g，但使用過程中易流失。以稀土氧化鋯為主制成的氟吸附劑的吸附量可高達30 mg/g。這些新型的吸附劑雖價格比較貴，但處理后，吸附容量下降緩慢，可反復使用，是一個發展方向。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到排放標準［24］。

(2)處理水量小。當水中氟離子濃度為5 mg/L時，每kg吸附劑一般只能處理10～1000 L 水，且吸附時間一般在0.5 h以上。吸附法只適用于處理水量較小的場合，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如下：

Al2O3·Al2(SO4)3·nH2O+6F-

Al2O3·2AlF3·nH2O+3SO42-

若原水中氟濃度過高，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，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。

對活性氧化鋁除氟機理研究較多，但存在著不同的看法。主要觀點有二：一種認為活性氧化鋁除氟是吸附過程；另一種則認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程。劉裴文等人［27］提出了吸附交換的過程，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)除氟本質上是分子吸附。化學分析表明，用硫酸鋁再生的活性氧化鋁除氟是吸附交換。

4　小結及討論

(1)利用化學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，石灰法處理后的最終濃度可達20～30 mg／L，該法操作簡便，處理費用低。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置特定設備，處理費用往往高于沉淀法，且操作復雜。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)對于高濃度的含氟廢水往往需進行兩步處理，先用石灰進行沉淀，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，要根據實際，因地制宜。尤其注重以廢治廢的綜合治理。

(6)含氟水處理過程中，各種除氟機理有可能同時發生。開展除氟機理的研究工作，有助于現有除氟工藝的改善和除氟新方法的開發。

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篇6

關鍵詞：餐飲廢水；可再生綠色能源；微生物燃料電池

隨著我國第三產業的發展，餐飲業作為龍頭產業正在逐年加速發展，隨之排放的餐飲廢水也在逐年遞增［1-2］。據國內幾大城市對餐飲業排放污水污染指標檢測的結果顯示：BOD為300～400mg/L，SS為300～400mg/L，COD為1～4mg/L，油脂在150mg/L以上［3］。此類廢水中成分復雜，懸浮物較多，既有較高濃度的動植物油，也有含量很高的有機物，未經處理直接排放到市政管網將引起較大的經濟損失和危害人體健康。近年，由于大量有機能源浪費和全球可再生綠色能源危機的發生，合理利用可再生能源成為重要的發展趨勢，餐飲廢水中含有大量的有機物，將其預處理后與新興的微生物燃料電池結合，不僅可以去除餐飲廢水中的有機物，還可以產生電能。

1餐飲廢水的特點

（1）餐飲廢水中含脂肪類及動植物油居多，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，故油類不僅降低復氧速率，而且消耗水中的溶解氧，使水質惡化。若要利用廢水中的有機物需對其進行預處理，使其不影響后續裝置的運行。（2）餐飲廢水的排放時間較集中，且流量變化較大。（3）餐飲營業場所較分散，且大多布置緊湊，空間狹小，可利用空間有限。（4）國內已研制出處理餐飲廢水的一體化設備，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

根據餐飲廢水的組成及污染物的性質，其主要處理任務是去除高濃度的動植物油、有機物及大量的懸浮物質。目前，我國對于餐飲廢水處理的主要技術方法有混凝法、電化學法及生物處理法等。其中生物處理法又包括SBR法、厭氧-好氧聯合工藝法、膜生物反應器法等。2.1SBR法SBR是序批式活性污泥處理系統的簡稱，是一種使用間歇曝氣方式的活性污泥污水處理技術。蒙溫婉等［4］選用SBR工藝，考察曝氣時間、污泥沉降比及溶解氧對處理效果的影響，從而確定出該工藝的最佳運行條件。SBR法運行效果穩定，有較強的耐沖擊能力，工藝簡單，處理時間短、處理效果好，具有較好的脫氮除磷效果且維護管理方便，可以實現自動控制。SBR法對于流量時變化系數大和流量變化較大的餐飲廢水來說是一種較好的選擇。餐飲廢水經SBR法處理后，出水水質一般能達到《污水綜合排放標準（GB8978-1996）》二級排放標準。SBR法的不足之處是不能連續進水和出水，且單池造價相對較高。2.2厭氧-好氧聯合工藝法對于COD含量常常大于1000mg/L的餐飲廢水，可以考慮用厭氧-好氧聯合工藝來處理，廢水常見的工藝有：巴顛甫脫氮除磷工藝、水解酸化-缺氧-好氧聯合工藝、厭氧-缺氧-好氧聯合工藝等。這些工藝通常是先進行厭氧處理，去除廢水中大部分溶解性有機物，并將大分子物質轉化成小分子物質，再用好氧裝置進行進一步降解，去除殘余的含碳有機物質。趙錦輝等［5］采用厭氧—好氧填料床聯合工藝處理餐飲廢水中有機物、懸浮物、氨氮、磷素，當水力停留時間（HRT）為8h，即厭氧4h和好氧4h，進水流量為260L/d，工藝對CODCr的去除率可達到90%以上，其中出水CODCr、氨氮、S、磷酸鹽指標均達到國家一級排放標。2.3膜生物反應器法膜生物反應器法是指把生物反應與膜分離相結合，利用膜作為分離介質代替常規重力沉淀固液分離獲得出水，并能改變反應進程和提高反應效率的污水處理方法。此法是現代膜分離技術與生物技術有機結合的新型廢水處理技術，膜分離技術大大提高了生物反應器的處理效率。MBR工藝的不利之處在于膜價格高，系統投資較大，膜易污染等。尹艷華等［6］在實驗室內研究了膜生物反應器處理餐飲廢水。此試驗在長達近3個月的運行時間內，膜生物反應器法對餐飲廢水處理效果較好，且運行穩定，出水不僅能達到《污水綜合排放標準（GB8978-96》的一級標準，而且還可達到中水回用水質標準。

3微生物燃料電池處理餐飲廢水

微生物燃料電池（MFC）是近年來新興的一種產電和水處理結合的方法，其原理是利用微生物代謝活動將儲存在有機物中的化學能直接轉化為電能，產電的同時也能達到去除污廢水中的有機物、凈化水質的效果。微生物燃料電池利用污廢水中的有機物，在處理污廢水的同時產生電能，而且產電的整個過程不會產生任何污染環境的有害氣體和液體，被看作是一種高效益、低能耗、清潔環保的新型廢水處理工藝［7-9］。微生物燃料電池簡單易操作，成本較其他產電裝置低，其燃料的來源較廣泛。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電性能，得到較好的適合MFC廢水處理與同步產電的運行環境。當濃度為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的產電量最大，穩態電流密度為8.8mA/m2。此時得到污水處理效果比較理想，且COD去除率為33.3%。

4結語

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關鍵詞：給水廠污泥；磷；吸附；廢水處理

中圖分類號：X705文獻標識碼：A文章編號：16749944（2013）02012903

1引言

磷是使水體富營養化的主要控制因子，有效去除磷，已成為防治水體富營養化的主要途徑＼[1，2＼]。吸附法除磷可有效去除水中的磷，但由于常規吸附劑價格昂貴，處理成本高，所以對廉價、高效的吸附劑的開發已成為一個研究熱點＼[3～5＼]。

給水廠污泥主要由懸浮物、膠體物質、有機物、微生物以及生產過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，可以用作吸附劑。本文對給水廠污泥吸附水中磷的性能進行了研究，探討含磷廢水低成本處理方法。

2材料與方法

2.1實驗材料

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。

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

2.2實驗儀器

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

2.3實驗方法

2.3.1吸附動力學

移取6份50mL，10mg/L的正磷酸鹽溶液于6個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，依次在不同的時間取出錐形瓶，過濾，采用磷鉬藍分光光度法測定磷含量。按式（1）和（2）計算去除率和吸附量。

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℃時振蕩30min后過濾，取濾液，測定磷濃度。

3結果與討論

3.1吸附動力學

給水廠污泥吸附磷的吸附量隨時間的變化見圖1。

已經達到吸附飽和，此時去除率達93.35%，飽和吸附量為0.154mg/g。

采用Lagergren一級吸附速率方程和二級吸附速率方程對吸附過程進行擬合。擬合參數如表1所示。擬合公式如下。

Lagergren一級吸附速率方程的直線形式為：

log10（qe-qt）=log10qe-k112132.303t（3）

式中qt為t時刻的吸附量，mg/g；k1為一級吸附速率常數，min-1；qe為平衡吸附量，mg/g。

Lagergren二級動力學模型的直線形式為：

t1213qt=11213k2q2e+11213qet（4）

2013年2月綠色科技第2期

程愛華，等：給水廠污泥吸附磷的動力學和熱力學研究環境與安全

式中k2為二級吸附速率常數，g·mg-1·min-1。

表1給水廠污泥吸附磷的動力學擬合參數

速率方程1213吸附速率常數1213相關系數R2一級動力學模型12135.628min-112130.373二級動力學模型121311.912×10-3g·mg-1·min-112130.999

通過對比發現給水廠污泥對磷的吸附動力學符合Lagergren二級吸附動力學模型。其相關系數R2大于0.99，說明給水廠污泥對磷的吸附主要是以化學吸附為主。

3.2吸附等溫線

不同溫度下的吸附等溫線見圖2。

3.3吸附熱力學

通過以下方程計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為熱力學常數，8.314 J·K-1·mol-1；T為絕對溫度，KF為Freundlich方程中的常數。

給水廠干污泥對含磷廢水的吸附熱力學參數見表3。

4結語

給水廠污泥可吸附水中磷，吸附量可達0.154mg/g。吸附過程可用二級吸附動力學方程來描述，符合Freundlich等溫吸附模型，說明給水廠污泥吸附磷主要是以化學吸附為主。通過熱力學函數的估算，得到：ΔH為-83.34kJ·mol-1，說明該吸附是放熱過程；ΔG、ΔS均為負值，表明該吸附過程是自發進行的，吸附過程發生以后，整個體系的混亂度變小了。

參考文獻：

[1]王凱軍，賈立幫. 城市污水生物處理新技術開發與應用＼[M＼].北京：化學工業出版社，2001.

[2]王桂芹. 水體富營養化的原因、危害及防止對策＼[J＼]. 吉林農業大學學報：自然科學版，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， 2007， 33 （2） ： 34～37.

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關鍵詞：矸石基吸附劑 廢水處理 環保

1、引言

目前全世界每年排入環境中的工業廢水和生活污水達6000～7000億噸。廢水的主要有害物質有酚、汞、鎘、鉻、鋅和有機物等[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，甚至更好，而其制備原料價格低廉，工藝簡單，經過開發利用，在廢水處理方面可以作為活性炭替代品，近年來它在環境保護和污染防治方面的應用得到了廣泛的研究，特別是在工業污水處理、生活用水凈化和硬水處理等方面已取得了一定的進展。矸石基吸附劑在廢水處理中的應用一直是國內外學者的研究重點。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+、有機污染物，吸附去除SO2、NOX等氣體，海水淡化以及對廢水脫色除臭等方面都有應用。經表面活性劑活化的有機矸石基吸附劑對無機污染物CrO42-、SO42-、SeO42-等和有機污染物如聚氯乙烯、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、鈉等都是相對來說比較無害的離子，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境污染、對人體極為有害的物質，消除方法有活性炭吸附法、溶劑萃取法和離子交換法等。實驗表明，用矸石基吸附劑特別是用NaOH、HCl和NaCl處理過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，矸石基吸附劑經處理也可再生使用。矸石基吸附劑經改性處理后，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行了試驗研究[2]，結果表明，在廢水pH值為4～12、Pb2+為0～100mg/L范圍內，按鉛/改性吸附劑重量比為1/200投加活化矸石基吸附劑進行處理，鉛去除率在98%以上。Bowman[3]等發現，表面活性劑改性的矸石基吸附劑，特別是用陽離子表面活性劑改性的吸附劑，在保持原來去除重金屬離子、銨離子和其他無機物及某些有機物能力的同時，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導致水體的富營養化，從而破壞水生態環境。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。對于矸石基吸附劑在水處理領域的應用，國內外學者已經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較少，用于同步脫氮除磷的更少。通過研究可看出用改性矸石基吸附劑作為污水處理材料，具有以下諸多優點：儲量豐富、價廉易得；制備方法簡單；可去除水中無機和有機污染物；具有較高的化學和生物穩定性；容易再生等。我國煤矸石礦產資源豐富，因此，應加強煤矸石制備吸附劑在污水處理方面的應用研究，開發價廉物美的新產品，并盡快將其轉化為工業生產力，以適應社會發展的需要，使廉價的沸石在環保行業發揮更大的作用。所以，加強矸石基吸附劑對微污染水源水中氮磷的凈化和實際利用研究，改性制備出對微污染水源水中氮磷具有同步凈化作用的產品，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，飲用水中氟的含量過高，容易使兒童患氟斑病和氟骨癥。研究表明[5]矸石基吸附劑經不同濃度NaOH處理后，試驗了其脫氟效果并進行了再生實驗，結果表明用矸石基吸附劑處理含氟水成本低，技術簡單，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，結果表明用活化吸附劑處理后的含氟飲用水，基本可達到國家飲用水標準。

2.4去除放射性廢水中的銫和鍶

離子交換技術最早的應用之一就是去除和純化放射性同位素銫和鍶。在原子能工業中，當放射性廢液中含有這類物質時，必須將它們儲存到蛻變為穩定狀態后才能排除。矸石基吸附劑對銫和鍶有極強的交換去除能力，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，防止其擴散污染[6]。

2.5處理印染廢水和含油廢水

我國為印染工業大國，每年的廢水排放量在400萬m3。含油廢水主要來自于化工廠等企業，這些廢水如不治理，將造成嚴重污染。將矸石基吸附劑與優質煤粉按一定比例混合，擠壓造粒，灼燒成多孔質高強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，脫色率達到89.9%[7]。另有，用矸石基吸附劑處理某水廠廢水[8]，結果表明，沸石對含油廢水的去除效果顯著，處理后達到生活用水的標準，且出水水質良好、穩定，與活性炭相比，具有成本低，機械強度高的特點。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

矸石基吸附劑對水中的陽離子有較好的吸附能力。但在污水處理領域中，但是由于吸附劑孔道易堵塞，并且相互連通的程度也較差；其表面硅氧結構具有極強的親水性，結構外部陰離子易水解，導致矸石基吸附劑吸附有機物的性能極差，并且硅鋁結構本身帶負電荷，故難以去除水中的陰離子污染物；還因為矸石基吸附劑孔徑小去除重金屬離子效果不太好，其吸附能力往往達不到要求，所以生產用量相當大。這些都是矸石基吸附劑的缺陷。為進一步提高矸石基吸附劑的吸附、離子交換等性能必須對其進行改性處理，保持其對陽離子良好吸附能力，并增強其對陰離子和有機物的吸附能力。

歸納起來，主要有以下幾點：

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

2.目前對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用及其作用機理、規律和影響因素的研究，國內外學者雖然已作了一些報道。但這些研究絕大多數還處于起步階段，僅局限于實驗室規模，且大多是用來處理自制廢水，對于實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為實際污水因來源不同，成分復雜，用來處理廢水的矸石基吸附劑必須進行有針對的改性，而且在處理實際污水時的條件和隨后的再生條件的研究也需具體問題具體分析，這些方面限制了改性矸石基吸附劑在廢水處理的領域的快速推廣。

參考文獻：

[1]奚旦立.環境監測（修訂版）[M].北京：高等教育出版社，1994：389-391.

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關鍵詞：生活污水 處理工藝 特點

1.城市生活污水

城市生活污水主要來自家庭、商業和城市公用設施等，主要由洗滌污水構成。生活污水通過下水道管網系統被輸送到污水處理廠，在污水處理廠進行處理后排放。城市生活污水的水量和水質具有周期性變化的特點。

有機物是生活污水的主要污染物，例如：淀粉、蛋白質、糖類和礦物油等，城市生活污水的化學需氧量、生物需氧量、總氮量和總磷量都相對較高。生活污水經過普通污水處理廠的物理處理和生化處理后，大大降低了化學需氧量和生物需氧量，但總氮量和總磷量仍然較高。 當含氮量和含磷量較高的水質排入自然界，容易引起水體的富營養化，造成藻類大量生長繁殖，嚴重時會造成赤潮和水華。氮和磷促使藻類植物大量生長和繁殖，但是當藻類大量死亡時，就會造成水體腐敗發臭，以致水質惡化，污染環境。

2.城市生活污水處理方法

2.1普通曝氣法

普通曝氣法出現的時間比較早，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污泥消化池，反應所產生的沼氣可以作為能源加以利用。傳統普通曝氣法的缺點是，該工藝只能進行常規的二級處理，并不可以脫氮除磷；但是通過近幾年對普通曝氣法的改進，使普通曝氣法克服了這個缺點，為了達到脫氮的目的，可以通過降低曝氣池的容積負荷來解決；為了達到除磷的目的，可以在曝氣池前增設厭氧區來解決。

2.2活性污泥法

簡單來說，活性污泥法就是利用活性污泥去除廢水中有機物。首先是回流的活性污泥和污水同時進入曝氣池，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，混合液進入二次沉淀池進行分離操作。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回流系統回流至曝氣池，另一部分污泥將從系統中排出。活性污泥法的主要設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上產生的，AB法是吸附-生物降解方法的簡稱，一種新型的污水處理技術。A段與B段之間是相互隔離的，且擁有獨立的回流系統，這樣可以保證A段與B段具有不同的微生物系統和各自的反應過程。

A段，污泥負荷較高，只有一些原核細菌適于生存并得以生長和繁殖下來，污泥中不會摻在真核生物，因此對水質、pH值的沖擊負荷起到很好的緩沖作用。A段工藝會產生大量的污泥，而且在剩余的污泥中，有機物的含量較高。

B段在較低的負荷下運行，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的高級真核微生物，這些真核微生物可以在有機物含量較低的情況下生長繁殖。

2.2.2SBR法

SBR法是序批式活性污泥法的簡稱，反應池是序批式活性污泥法的主體構筑物。反應和排水等工序都是在污水的反應池中完成的，該方法大大簡化了處理過程。近年來序批式活性污泥法不斷改進和完善，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，推流式的時間模式，其生化反應速度較高。序批式活性污泥法的工藝流程很簡單，而且相對于其它方法構筑物少，造價低，運行費用和管理費用低。采用靜止沉淀的方法，就可以得到很好的分離效果，且出水的水質較高。序批式活性污泥法的運行方式比較靈活，可以有多種處理工藝路線。通過同一種反應器，只要改變運行的工藝參數，序批式活性污泥法就可以處理不同性質的廢水。

因為原水與反應器是隔離的，即進水水質的變化不會對反應器有任何影響，所以序批式活性污泥法工藝的耐沖擊負荷能力高。而且間歇進水和排放只占反應器的2/3左右，這種操作方式起到了一定的稀釋作用，進一步提高了工藝的耐受能力。

序批式活性污泥法的特點是：反應中底物濃度較大、比增長速率大和泥齡短。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處理工藝，該工藝不但可以解決對城市污水去除氮和磷的難題，還可以獲得優質的出水，AAO主要包括兩部分：

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

2脫氮：缺氧階段，通過兼氧脫氮菌的作用，利用水中的有機物作為氫供給體，將混合液中的硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮氣，從而達到脫氮的目的。

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安裝一定量的填料，為了使處理污水達到凈化的目的，通過填料上的生物膜和供應的氧氣發生生物氧化作用，以此來將氧化分解廢水中的有機物。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廢水的處理工藝。其不但具有生物膜法的特點，還具有活性污泥法的優點。該方法不但適用于處理生活污水，還適用于工業廢水和養殖污水等，并且已經取得了較好的處理效果和經濟效益。生物接觸氧化法具有高效節能、耐沖擊負荷等優點，被廣泛應用于污水處理系統中。

生物接觸氧化法是生活廢水經過物化處理后的重要環節，也是整個處理工藝中的重要環節，經過生物接觸氧化法處理，亞硝酸和硫化氰等有害物質都可以被有效的除去，對后續的處理工藝起到關鍵作用。

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物，通過微生物和供應的氧氣發生生物氧化作用，凈化廢水。

一般來說，在氧化池內的生物膜主要是由菌膠團、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別在于填料的應用，也就是微生物在氧化池內的狀態不同，例如：對于活性污泥法中的絲狀菌，是會影響生物凈化作用的因素；但是在生物接觸氧化池內，由于填料的存在，使絲狀菌呈立體結構，增加了與廢水接觸的表面，而且絲狀菌對有機物具有氧化能力，并且適應負荷變化較大的水質，可以極大地提高凈化能力。

2.3.3生物接觸氧化法的特點

1．生物接觸氧化法的生化過程可以分為兩個階段。第一階段是生物膜吸附有機物，或者是在細胞內進行生物合成，第一階段的吸附合成速度比較快。第二階段就是生化過程，其中生化過程以氧化為主，速度較慢。

篇10

關鍵詞 廢水；鎳；混凝；氣浮

中圖分類號U46 文獻標識碼A 文章編號 1674-6708（2013）84-0150-02

0引言

汽車行業的生產過程中，車身本體及其零部件的噴涂工藝中產生的工業廢水是汽車產業過程中廢水產生的主要源頭。涂裝工藝廢水中很有很多污染物，例如國家嚴格控制的重金屬離子鎳，表面活性劑LAS、油分、磷酸鹽-、化學稀料以及有機溶劑等污染因子。這種混合的涂裝廢水具有COD濃度高的特點，如果不能妥善將廢水進行處理，就會對環境產生嚴重污染。目前，汽車制造業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。由于鎳屬于國家嚴格控制的第一類污染物，因此需要單獨對于含鎳的廢水進行處理，達到國家排放標準后，再與其他廢水混合，進行混凝沉淀處理。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數值的物質。

天津某整車制造廠所產生的工業廢水，主要是涂裝車間及其它小部品涂裝在生產過程中產生的廢水。還包括成型車間及裝焊車間產生的廢水。目前污水處理后要求達到GB8978-1996《污水綜合排放標準》中的三級排放標準。

1廢水的源頭

1.1廢水的源頭及成份

生產廢水的水源包括預處理和中上涂廢水。其中，預處理包括脫脂廢水、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物、有機溶劑、磷酸鹽、重金屬離子、氨氮、油脂、固體懸浮物等污染物。

1.2廢水水質情況及處理水量

生產產生的涂裝廢水一部分為生產時產生的連續的清掃水和連續的溢流水，其他均為周期性排放的廢水及廢液。

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

2生產廢水的處理工藝

通過對進水水質的實驗分析可知，污染物主要以鎳、總磷、有機的化學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。

針對涂裝廢水的特點，該工廠采用物化處理方法進行處理。首先對于國家嚴格控制的一類污染物--鎳進行物化的預處理，之后再與其他廢水混合，采用混凝沉淀的方法。

現有廢水處理工藝及設備說明：

1）化成廢水處理

由車間排入污水處理站的化成廢水進入化成（磷化）廢水池，采用間歇處理方式。平均處理水量為600t/日，鎳的濃度受入基準為小于25mg/L，目前最高受入實際為24.3mg/L。經水質調節后一般為10mg/L～15mg/L。后由潛水泵提升進入預處理水池，通過加入堿液及絮凝劑和助凝劑，廢水中的Ni2+與OH-結合生成Ni（OH）2沉淀，并將廢水的PH值調整到9左右，因為PH值在9的時候鎳的溶解度達到最小。Ni（OH）2沉淀通過與絮凝劑FeSO4、助凝劑PAM結合，通過曝氣攪拌，形成礬花，沉淀一定的時間，產生污泥，可以去除大部分的含Ni污染物。通過此項處理程序，廢水中鎳的濃度可以降至1mg/L以下，達到國家的排放標準。

2）廢水間歇預處理-水質調節

因為脫脂工藝廢水、粕池工藝廢水、電泳工藝廢水等進水的COD濃度非常高，水質也不穩定，因此對后段處理的沖擊較大，因此，設立了單獨的源水池，先將車間的排水受入到此調節水池，待混合，將水質均勻后，再經提升泵定量打入調節水池。調節池內設置空氣攪拌器，充分混合廢水的水質，再進行下一步的處理。混合廢水的COD控制在1000mg/L以下。之后進入混凝沉淀和混凝氣浮的連續處理系統。

3）混凝沉淀、氣浮

在混凝沉淀的處理中，分成一級混凝、沉淀、二級混凝、氣浮的反應系統。一級混凝反應槽采用推流式反應槽，分為3格。第1格加入聚合FeSO4，第2格加入硫酸或堿來調節PH值，將污水調整到中性，第3格加入助凝劑PAM，反應后進入沉淀池，根據水質情況，設計廢水的停留時間，進行固液分離沉淀。3格的停留時間分別為10、10、7.5min一級反應及沉淀的COD去除率約為30%～40%

二級混凝反應槽也采用推流式反應槽，分為3格。第1格加入PAC，第2格加入硫酸或堿來調節pH值，將污水調整到中性，第3格加入助凝劑PAM，反應后進入氣浮設備，將質量較輕的污染物浮起，進行固液分離。二級反應槽3格的停留時間分別為10、10、7.5min。二級氣浮反應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，屬于危險廢棄物。需要將這種污泥排入污泥濃縮池，后經污泥提升泵進入板框式污泥脫水機，脫水后（脫水后含水率為65%～75%）外運到有資質處理危險廢棄物的廠家進行填埋處理。2012年該工廠平均每日的污泥產生量約為4t。

污泥脫水方式采用板框式污泥脫水機，由于板框式污泥脫水機產生的污泥含水率相對較低，可以遞減污泥危險處理的費用。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生的危險廢棄物的處理費用平均每年可以遞減約8萬元。

3運行費用分析

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

4結論

磷化廢水中重金屬鎳為國家控制的一類污染物，根據國家環保部門規定，此工廠設置預處理系統，將金屬鎳離子濃度處理到1.0mg/L以下，從而達到國家的要求。

此工廠為了遞減藥品處理費用，在原水水質穩定的情況下，減少二級氣浮處理的藥量，可以減少PAC及PAM藥品的投入，只自動調節PH。這樣可以節省一部分藥品費用。平均一年可以節省藥品費用約7.6萬元。

由于板框式污泥脫水機產生的污泥含水率相對較低， 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生的危險廢棄物的處理費用平均每年可以遞減約8萬元。

2012年此工廠污水處理平均費用約為：6.82元/t。

該工廠污水站運行成本合理、處理工藝穩定，作業員維護運行簡單。可以滿足汽車制造行業環保設施的要求，從而創造企業良好的環保形象。

參考文獻

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