废水盐度的处理方法范文

导语：如何才能写好一篇废水盐度的处理方法，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

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关键词：高盐有机废水　处理技术　研究与发展

高盐度，也就是所说的含盐度高于1%，即盐度大于10g/L。而高盐度废水，不仅包含无机盐，其中还含有大量有机物和总溶解性固体物。高盐度废水主要来自于海水的利用，例如，当海水用于生活用水与工业用水时，排放的废水中含有大量的无机盐，这些无机盐逐渐形成高盐度废水；还有一种情况就是许多工业部门，诸如海产品、奶制品加工、肉类加工、制药和发酵等工业部门，随意排放废水，形成了高盐度废水。另外一种高盐废水来源于多方面，主要是一些污染严重，又未经处理的废水形成的。目前，处理高含盐度有机废水的方法有很多种，而常规的处理方法不适宜去处理，现有的处理方法又存在较多的劣势，高效处理高盐有机废水是当前治理环境的重要任务。

一、高盐有机废水处理技术研究现状

1.驯化污泥处理高盐有机废水

世界上许多先进的国家投入大量的资金去研究高含盐有机废水的生物处理方法，研究的重点主要放在了污泥的驯化方式与机制，同时取得了一定的进展。在研究处理方法的过程中，他们以有机物去除率、系统的稳定性、系统容积负荷等一系列指标为基准，对驯化污泥处理技术和高盐有机废水生化处理工艺设计参数进行了细致的研究。

1.1传统活性污泥法

在许多处理方法中，有一种方法是培养出一种微生物去处理，这种微生物是经过了活性污泥的驯化，具有良好的降解性与耐盐性。培养这种微生物不仅是有效处理高盐有机废水的条件，而且这种方法是处理高盐有机废水最普及的一种，人们通常称这种方法为传统活性污泥法。

1.2 SBR及其改良工艺

另一种处理方法以及它的改良工艺完全优于传统活性污泥法，具有较强的灵活性与抗负荷能力，它的许多优势是许多方法不能够相提并论的，这种方法通常称为序批式活性污泥法（SBR）。

张华与张学洪在研究高盐度采油废水处理工艺的调试与运行时采用了先进的ABR+SBR组合的方法。这种方法的优点在于出水的质量比污水综合排放标准（GB8978-1996）要优，它的工作原理是在污泥的培养驯化期间，有效控制水的比例（污水于清水）。随着清水的减少，盐度也会相应地提高，最终其盐度与污水相同。污泥中筛选出的耐盐菌可以在污水中生存，生物处理系统趋于稳定。

1.3生物膜法

还有一种较为节省时间的方法，这种方法的抗毒性与抗冲击性较前两种方法都有比较大的提高，它有利于对污泥龄的维持，同时对生物的稳定也有积极作用，这种方法被称为生物膜法。

张明生与齐永红在处理高含盐度废水时采用了生物接触氧化法。它的目的是为了研究当盐浓度升高时，系统是否对COD去除率和抗冲击力产生较大的影响。经研究得知，当进水硫代硫酸钠浓度、出水COD浓度、COD去除率分别保持在573”—”14812mg/L、500mg/L、91～95%时，抗冲击能力以及恢复程度较好。

2.利用嗜盐菌处理高盐有机废水

嗜盐菌是一种生活在高盐度环境中的细菌，嗜盐菌具有异常的膜，只有在高盐浓度下才能保持稳定。在处理高盐有机废水时，利用嗜盐菌的特点可以减小盐浓度对有机废水生物处理系统的压力。

C.R.Woolard在处理高含盐度有机废水时采用了嗜盐菌，实验中的嗜盐菌从大盐湖中提取出来，经过试验，得出以下结论，当序批式反应器中盐、氨、磷等物质浓度达到15%时，酚就可降解。合成酚废水（含1～15%的盐）经过7小时的反应处理后，酚基本去除，出水悬浮物、SVI浓度都保持在合理范围内。

F.Kargi在处理高含盐度有机废水时采用了嗜盐菌，不同的是该实验室在好氧序批式反应器中进行的。在一定时间内，废水中的COD得到大规模去除。实验表明，耐盐菌有利于去除废水中的COD，去除效率远大于普通活性污泥处理法。

李维国与马放在利用嗜盐菌处理高盐制革废水时是在SBR反应器中进行的，实验中的嗜盐菌在晒盐池的盐水中提取，并与生物活性碳技术同时进行实验，得出以下结果，经过较长时间处理高盐制革废水，CODcr、COD都得到比较理想的去除。该实验说明了“嗜盐生物活性碳”技术可有效治理高盐制革废水。

综上所述，嗜盐菌在处理高盐有机废水方面具有巨大的优势，它处理工艺简单、处理周期短，这些优势使得嗜盐菌会有广阔的发展前景，在处理污水方面必将会大范围的替代传统污水处理法。

二、已有研究及技术的不足与发展趋势

在目前已有的高盐废水处理技术中，依然存在着一些技术难题问题，例如，在高盐有机废水生化处理过程中，盐分的浓度对微生物的生产有着较显著的影响，微生物不能适应高盐度的环境，而经高盐度环境驯化之后的微生物种类会减少，这又会影响生物系统的稳定性；微生物的驯化过程同样存在着周期长、启动慢、技术难度大等难以解决的问题；除此之外，在嗜盐菌强化处理高盐有机废水的研究中，研究没有形成一定的体系，研究对象单一，研究过程较为复杂。在这些缺陷上还有待研究，进一步扩大嗜盐菌在处理有机废水领域的使用范围。 上述问题在高盐有机废水处理技术的研究与实践中已经逐渐引起学界重视，相信在今后的技术研究中，解决这些问题将会成为重点研究方向。

三、总结

综上所述，生物处理法在废水处理中体现出较强的经济型和有效性，但是高盐有机废水的高盐度对生物的毒害作用制约着常规生物处理对该种污水的处理效率，对此应强化对嗜盐菌株的筛选与培养，进一步提升生物处理法对高盐有机废水的处理效率。

参考文献

[1]信欣、王焰新、羊依金等.生物强化技术处理高盐有机废水.[J].水处理技术.2008,34(8):66-70.

[2]邹小玲、丁丽丽、赵明宇.高盐度废水生物处理研究.[J].工业水处理.2008,28(9):1-4.

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关键词 嗜盐菌；高盐浓度；细菌视紫红质

中图分类号：Q93 文献标识码：A 文章编号：1671-7597（2013）13-0009-02

1 嗜盐菌的嗜盐机制

1.1 嗜盐菌的细胞壁

1.1.1 成分的特异性

嗜盐菌细胞壁不含有肽聚糖，却有富含酸性氨基酸的糖蛋白，这些带有负电荷的氨基酸比如谷氨酸、天门冬氨酸等。这样在高盐浓度的溶液里面，钠离子会结合在嗜盐菌的表面，正好屏蔽掉这些氨基酸所带的负电荷。因此Na+对于嗜盐菌细胞壁的结构完整具有重要意义。

1.1.2 嗜盐菌细胞壁对一定盐浓度的依赖性

嗜盐菌在高盐的溶液里，钠离子会结合在嗜盐菌细胞壁表面，屏蔽其所带的负电荷。当溶液中的钠离子不足或钠离子被稀释时，蛋白质的负电荷部分就会互相排斥，细胞壁会一块一块地破碎，最终导致细胞裂解。

1.2 嗜盐菌的细胞膜

1.2.1 嗜盐菌细胞膜上的细菌视紫红质

嗜盐菌细胞膜上含有与视觉中的视紫红质相类似的蛋白质，被称为细菌视紫红质（bacteriorhodopsin，bR）。细菌视紫红质有光驱动质子泵功能。细菌视紫红质中视黄醛分子的结构一般是全-反式（all-trans），但是在光照条件下，视黄醛分子会发生13-顺式（13-cis）的结构异构化，H+经中间形态泵出膜外，最后细菌视紫红质返回初态B，这样就完成了光循环。随着质子累积在膜的外表面，质子驱动力增加，直到膜两侧的质子差可以驱动膜上的ATP酶时，ATP酶就可以开始ATP的合成。因此，嗜盐菌可以利用光能进行低速增长，使嗜盐菌更能适应一些能量不足的环境。

1.2.2 嗜盐菌细胞膜保钾排钠的功能

嗜盐菌细胞质中的Na+离子的浓度并不高，但是细胞质中的K+离子的浓度却很高，可以高达7 mol/L。这是由于某些嗜盐菌具有Na+/K+反向转运功能，而这种功能是正是利用了光介导的H+质子泵，它具有向外排放Na+和吸收和浓缩K+的能力。这样可以调节细胞内外的渗透压来对抗细胞外的高渗环境，提高它的耐盐性。

1.3 嗜盐菌的细胞质

1.3.1 嗜盐菌细胞质维持胞内渗透压平衡的方法

嗜盐菌主要依靠两条途径来维持胞内渗透压平衡，其一是细胞中聚集无机盐离子如K+，其二是聚集相容性物质如糖类、甜菜碱和四氢嘧啶等。嗜盐菌还能产生和积累一些相容性溶质，既能帮助正常的细胞代谢活动，又有助于平衡胞内外渗透压。比如在一种嗜盐外硫红螺菌（Ectothiorhodospira sp.）中发现环状氨基酸，它在细胞内含量可达0.25 mol/L，约占胞内全部有机溶质的10%，成为此类嗜盐菌的主要的渗透压调节剂，有助于稳定和保护菌体内酶的活性，使其能够在高盐浓度下正常生长。

1.3.2 嗜盐菌中酶与蛋白质的嗜盐机制

高盐溶液会使普通蛋白质的水膜遭到破坏，导致蛋白质间的疏水作用加强，使蛋白质空间结构发生变换，甚至失活变性。而在嗜盐菌的细胞质中，却含有高浓度的钾离子。这些钾离子不仅能够调节胞内外渗透压的平衡，也是嗜盐菌酶与蛋白质保持活性的条件。嗜盐菌的酶与普通蛋白质不同，它在酶的表面引入了酸性氨基酸的残基。酸性氨基酸能在蛋白质和酶表面形成一层薄薄的水保持层，阻止蛋白质分子与酶相互碰撞，从而避免了它们之间的凝集。同时，碱性氨基酸残基能与酸性氨基酸形成盐桥来消除盐离子的屏蔽效应。相反在低盐浓度下，由于电荷的排斥作用，酶和蛋白质就会变性失活。

2 嗜盐菌嗜盐机制的应用前景

2.1 细菌视紫红质在生物电子领域的应用

细菌视紫红质的非线性光学性、瞬态光电响应性和光致变色性等都特别优秀，因此它在很多方面都拥有广阔的前景，比如生物芯片、神经网络、人工视网膜和光信息存储等领域都有发展前景。另外，在太阳能利用方面，利用bR蛋白质的质子泵作用，可以研制天然的太阳能电池和对海水进行淡化。

2.2 利用嗜盐菌处理高盐度废水

高盐度废水大量含有无机盐离子和有机物质。过高离子浓度对微生物生长有十分强烈的毒性，因此高盐度废水给生物处理带来一定的难度。利用生物方法处理高浓度的污染物，就必须用到嗜盐菌。大多数专家认为，利用生物法处理高盐度废水在技术上是可行的，因为在高盐环境中嗜盐菌对污染物的降解作用十分有效。而嗜盐菌对于盐度的高低十分敏感，盐度对于嗜盐菌处理有机污染物的脱氮、除磷和降解都有或大或小的影响。因此想要用嗜盐菌处理高盐度废水的方法实施起来，还需要在很多方面进一步的研究和改进。

2.3 利用嗜盐菌研制工业耐盐酶

工业上使用的耐盐酶很多都是来自嗜盐菌。在以色列，Mevarechy领导的小组在大肠杆菌中将嗜盐二氢叶酸和苹果酸脱氢酶基因成功表达出来，这使得耐盐酶也能在大肠杆菌中生产。嗜盐菌在工业废水处理中也有很大的作用，嗜盐碱放线菌（Nocrdioides sp.M6）对于2，4，6-三氯酚有很强的降解作用，利用这一特性，可以来处理工业废水，还可用于环境治理等。

2.4 嗜盐菌相容性溶质的应用

嗜盐菌在高盐度的环境中，在胞内形成了很多相容性溶质。这些溶质包括甘氨酸甜菜碱、四氢嘧啶、谷氨酰胺和海藻糖等。羟基四氢嘧啶和四氢嘧啶可以作为稳定剂，它可以保护蛋白质等，使其抗冻、抗盐、抗干燥。在很多化妆品中，羟基四氢嘧啶和四氢嘧啶都是其中的重要成分，例如德国的莫克公司就曾经生产过一种化妆品，就利用它来抗衰老和抗干燥，作为保湿剂。

3 总结

嗜盐菌是极端环境微生物的重要类群，其深入的研究有利于阐明生物多样性形成的机制和与极端环境的适应机制，具有极为重要的科学意义。国内外研究内容涉及极端嗜盐菌微生物的资源调查、物种分析和生化适应分机理研究等，其应用研究主要集中在极端嗜盐酶类、生物表面活性物质和生物纳米材料“紫膜”等方面的开发利用。近年来，极端微生物分子生物学、基因组学和蛋白质组学等方面亦取得重要进展。嗜盐菌在高盐环境中经过长时间的进化，已经成功适应了并且依赖上了高浓度盐环境，拥有了自己独有的嗜盐方法与机制。我们应该加大对嗜盐菌的研究，从中我们可以发现很多生命的奥秘，同时可以开发其用途，进一步造福于人类。

参考文献

[1]王航，余若黔.极端嗜盐菌研究进展[J].四川食品与发酵，2002，38（113）：9-12.

[2]刘会强，张立丰，韩彬，等.嗜盐菌研究新进展[J].新疆师范大学学报（自然科学版），2005，24（3）：84-88.

[3]陶卫平.嗜盐菌的嗜盐机制[J].生物学通报，1996，31（1）：23-24.

[4]吕爱军，胡斌，温洪宇，等.极端嗜盐菌的特性及其应用前景[J].微生物学杂志，2005，25（2）：65-68.

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关键词：光合细菌 分解能力 供氧能力

一、正文

（一）立论依据

近些年来发展起来的光合细菌处理法,则是一种以红假单胞菌为主,管理简单,降解率高的废水处理系统。 与目前广泛应用的生物处理废水系统如活性污泥法、生物膜法和厌氧法相比，PSB在自然光照和微量好氧条件下，可以直接对各种高浓度有机废水进行高效率的处理,并且在处理前不需对废水进行稀释。具有节约电能、水源、设备及运转费用等优点，菌体污泥可综合利用，作为鱼和家畜的饵料，不造成二次污染。

（二）研究方案

1.研究目标

（1）了解光合细菌分解有机物的机制，计算分析分解能力；

（2）检测光合细菌在净化分解有机物的同时是否有有害物质产生，计算危害物质的产量，设计消除危害物质的有效方式；

（3）将光合细菌在一种无危害的情况下推入环保事业，进行工业化生产。

2.解决的关键问题

（1）分析比较在同样条件下光合细菌对于不同有机物的分解能力；

（2）检测光合细菌在分解有机物过程中是否有危害物质产生，记录产生的危害物质名称与其产生的量，比较危害物质的产生量与氧气的产生量和有机物的分解量。

3.研究方法

分光光度法测定水溶液中的有机酸含量、甲醛滴定法测定氨基酸含量、按靛酚蓝法或次溴酸钠氧化法检测溶液中的氨含量、分光温度计检测溶液中淀粉的含量，并分别计算光合细菌的分解量。

（三）实验方案及操作方法

1.选取同龄同量的光合细菌四份，在同条件培养的情况下，放置于同温度的恒温箱里，将菌体分别放置于含有同等浓度有机酸、氨基酸、氨、淀粉溶液的培养基中，培养3天、5天、10天、15天、30天时，分别用分光光度法测定水溶液中的有机酸含量、甲醛滴定法测定氨基酸含量、按靛酚蓝法或次溴酸钠氧化法检测溶液中的氨含量、分光温度计检测溶液中淀粉的含量，并分别计算光合细菌的对有机物的分解量；

2.检测恒温箱里的危害物质，记录其名称，并计算其产量；

3.分析计算结果，探讨光合细菌对不同有机物的分解能力。

二、附相关有机物的含量测定方法

分光光度法测有机酸浓度：

0．02 mol／L酸性高氯酸铁溶液(其中高氯酸的浓度为0．3 mol／L)。羧酸标准溶液：分别称取0．125 g正丁酸、正戊酸和苯甲酸用蒸馏水定容至25 mL，得到浓度为500 mg／L的羧酸标准溶液。在5 mL容量瓶中准确移入0．5 mL羧酸标准溶液或蒸馏水，依次加入0．068 7 mol／L HAP的甲醇溶液1．0 mL、0．6 mol／L DCC的乙醇溶液0．5 mL震荡摇匀后，于室温下(25℃)反应15 min，最后加入0．02 mol／L酸性高氯酸铁溶液2 mL，用乙醇定容至5．0 mL，震荡摇匀后，用l CI''II比色皿以未加羧酸的溶液为参比溶液，于520 nnl波长处测定吸光度值。

三、氨浓度检测

氨溶解于水中时，一部分与水反应，生成铵离子即所谓离子氨或非游离氨，一部分形成水合氨离子即所谓的非离子氨或游离氨。

按靛酚蓝法，次溴酸钠氧化法(G Bl2763．4-91)测定得到的氨浓度(NH3-N)看作是非离子氨与离子氨浓度的总和，非离子氨在氨的水溶液中的比例与水温、pH值以及盐度有关。可按下述公式换算出非离子氨的浓度。

c(NH3)＝14×10-5c(NH3-N)·f

f＝100／(10pKs·Ta-pH十1)

pKS·Ta＝9．245十0．002 949 S十0．032 4(298-T)

式中： f--氨的水溶液中非离子氨的摩尔百分比；

c(NH3) --现场温度、pH、盐度下，水样中非离子氨的浓度(以N计)，mg/L；

c(NH3-N)--用监测方法测得的水样中氨的浓度，μmol／L ；

T--海水温度，K；

S--海水盐度；

pH--海水的pH；

pKS·Ta --温度为T(T＝273十t)，盐度为S的海水中的NH+4的解离平衡常数KS·Ta 的负对数。

四、甲醛滴定法测定氨基酸含量

（1）取3个25 mL的锥形瓶，编号。向第1、2号瓶内各加入2 mL 0.1 mol／L的标准甘氨酸溶液和5 mL水，混匀。向3号瓶内加入7mL水。然后向3个瓶中各加入5滴酚酞指示剂，混匀后各加2mL甲醛溶液，再混匀，分别用0．1 mol／L标准氢氧化钠溶液滴定至溶液显微红色。

重复以上实验2次，记录每次每瓶消耗标准氢氧化钠溶液的mL数。取平均值，计算甘氨酸氨基氮的回收率。

甘氨酸氨基氮回收率％= 实际测得量 / 理论加入量 × 100%

公式中实际测得量为滴定第1和2号瓶耗用的标准氢氧化钠溶液mL数的平均值与3号瓶耗用的标准氢氧化钠溶液mL数之差乘以标准氢氧化钠的摩尔浓度，再乘以14．008。

2mL乘以标准甘氨酸的摩尔浓度再乘14．008。即为加入理论量的mg数。

（2）取未知浓度的甘氨酸溶液2ml，依上述方法进行测定，平行做几份，取平均值。计算每ml甘氛酸溶液中含有氨基氮的mg数。

式中：为滴定待测液耗用标准氢氧化钠溶液的平均mL数。为滴定对照液（3号瓶）耗用标准氢氧化钠溶液的平均mL数。Mol/NaOH为标准氢氧化钠溶液的真实摩尔浓度。

参考文献：

[1]程新，涂晓嵘 ，魏赛金 ，涂国全.一株光合细菌的分离鉴定及其处理污水能力的研究》［D］

[2]徐婧. 《浅谈光合细菌的应用》［D］. 2010

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关键词：活性炭；磺胺嘧啶；吸附；盐度

中图分类号：X502 文献标识码：A

前言

磺胺抗生素（Sulfonamides，SAs）是一类具有广谱抗菌作用的合成药物，它们被大量地应用于人类疾病治疗、水产和畜禽养殖中动物的疾病预防等[1]。磺胺抗生素在被人或是动物服用后，仅20%～40%能被吸收并发挥药效，其余大部分药物在1～2d内以母体或代谢产物形式随排泄物直接排出，进入自然环境[2-3]。很多国家的地表水、沉积物以及水生物体内都检测到了多种磺胺抗生素[4-6]。这些磺胺抗生素作为人造外源化学品，进入环境后很可能诱导产生大量的耐药致病菌以及生物代谢，从而影响生态系统的正常发展并最终危害到人类健康[6，7]。

前述研究表明，磺胺抗生素随各类废水进入环境后降解较慢，极有可能长期残留[8-9]。因此，有必要寻找高效、经济的处理技术来去除废水中的磺胺抗生素，这对保护环境及减少其对人类健康的危害有重要意义。

本文以磺胺嘧啶（SD）为研究对象，通过对其在活性炭的吸附行为分析，以及溶液pH值、盐度等不同环境条件对磺胺嘧啶在溶液中吸附行为的影响，研究不同的环境条件下磺胺嘧啶的吸附。

1 实验内容

1.1 实验主要试剂和仪器

磺胺嘧啶（Sulfadiazine，SD，C10H10N4O2S≥99%），购买自Sigma-Aldrich公司（USA），SD的结构式见图1，SD的主要理化性质是分子量M=250.28g/moL，溶解度S=77 mg/L，logkow = -0.09，pKa1 =1.57，pKa2 = 6.50 [3]。

图1 磺胺嘧啶的分子结构

活性炭粉末（Charcoal active powder，直径

仪器和材料：UV-2600型紫外-可见分光光度计（日本Shimadzu公司），HZS-H水浴振荡器（哈尔滨东联电子技术开发有限公司），TG16-WS台式高速离心机（湘仪离心机仪器有限公司，湖南长沙）等。

1.2 实验方法

分别称取0.1g、0.2g、0.5g、1g、2g、5g、10g活性炭，加入到40mL聚丙烯离心管，加入30mL10mg/L的SD溶液，将离心管置于振荡器中在25℃160r/min下振荡吸附24h，吸附完成后检测上层液中SD的浓度，每个实验组重复3次。

配制3组30mLSD溶液，每组溶液中SD的浓度分别为0.5mg/L、1mg/L、2mg/L、5mg/L、10mg/L，各加入0.5g活性炭，将3组SD溶液pH分别调节为4.0、6.8和10.0，将3组离心管均置于振荡器中，其余处理步骤同上。

配制3组30mL SD溶液，每组溶液中SD浓度分别为0.5mg/L、1mg/L、2mg/L、5mg/L、10mg/L，各加入0.5g活性炭，以氯化钠将3组SD溶液中初始电导率分别条节为0.01ms/cm、1ms/cm和4ms/cm，将3组离心管置于振荡器中，其余处理步骤同上。

1.3 样品处理与检测方法

吸附完成后取10mL悬浮液在8000r/min下离心5min，离心后的上层清液过0.45?m有机滤膜，在紫外-可见分光光度计上波长为275nm条件下检测SD浓度。

2 结果与讨论

2.1 3种吸附拟合模型

吸附中常用的拟合模型主要有3种：线性模型（Linear Model），弗劳德里希模型（Freundlich Model）和朗缪尔模型（Langmuir Model），方程式如下：

Qe=KD*Ce （1）

log Qe =log KF +nlog Ce （2）

1/ Qe = 1/（QmKL Ce） + 1/Qm （3）

上述方程式中，Qe为吸附量（mg/g），Ce为平衡浓度（mg/L），KD是线性分配系数（L/g）；KF是Freundlich吸附系数（mg1-nLn /g）， n是与温度有关的常数；KL为Langmuir吸附系数（L/mg），Qm为最大吸附量（mg/g）。

以不同质量的活性炭吸附处理10mg/g的SD溶液，结果如图2所示，将吸附后的平衡浓度和吸附量分别拟合3种吸附模型，得到的拟合参数见表1。

在线性模型（Linear Model）中，KD为SD在活性炭和溶液两相之间的分配系数，用以表征活性炭对SD 的吸附难易程度，本研究中，KD为1.403L/g，与文献[10]中SD在其他材料上的吸附分配系数相比略大一些，说明相较于其它材料，活性炭对SD的吸附更容易进行。

在弗劳德里希模型（Freundlich Model）中，KF表征吸附亲和力的大小，n能反应SD在活性炭上吸附的非线性程度以及吸附机理的差异。本研究中KF=1.245，与陈昇[11]等报道的4种磺胺抗生素KF在2.36～～3.49略有差距，但是与Thiel-Bruhn[12]所报道的5种磺胺类药物在不同粒级土壤中 KF变化0.5～6.5极为接近；此外n>1说明在本实验浓度范围内水-活性炭体系中两相平衡浓度之间不呈线性关系，且随溶液中浓度升高，SD越来越难吸附到。

在朗缪尔模型（Langmuir Model）中，Qm为1.099 mg·g-1，与孔晶晶等[13]报道的SD在泥炭土中最大吸附量1.40很接近，但是较方媛报道[14]的3.33～10 mg/g小很多，这可能与活性炭的来源不同有关。比对3种模型拟合的相关系数可知，朗缪尔模型的R2明显好于线性模型和弗劳德里希模型，说明本研究中SD在活性炭上的吸附形式，更符合单分子层吸附过程。

图2 不同质量的活性炭对SD吸附曲线 （pH=6.8，CSD=10 mg/L）

表1 SD在活性炭上吸附的吸附等温线（pH=6.8，Salinity=0.01ms/cm）

Item Linear Model Freundlich Model Langmuir Model Nb

KDa R2 KFa n R2 KL Qma R2

SD 1.403 0.965 1.245 1.036 0.984 1.499 1.099 0.991 3

注：a： KD（L g-1）， KF（mg1-nLn g-1），Qm（mg g-1）。

b：N是样品重复次数。

2.2 pH对吸附的影响

pH能显著地改变SD在溶液中的存在形态，从而能显著地影响SD在活性炭上的吸附。因此，研究了pH对SD吸附行为的影响，结果如图3所示。

图3 不同pH对活性炭吸附SD的影响

由图3可知，随着溶液中pH从4.0增加到6.8，10.0，SD在活性炭上的吸附量剧烈下降，说明溶液pH值对SD的吸附有重大影响。综合考虑SD的结构特性pKa1=1.57，pKa2 = 6.50，可知在pH=4.0～6.5条件下，SD主要以中性分子形态存在，随着溶液pH值增加，SD中性分子形态的比例逐渐减小，它们阴离子形态含量的比例逐渐增加。活性炭表面含有大量的疏水基团和亲水基团，中性分子形态的SD能够通过疏水性分配作用和有机质相溶机制[15]被吸附。当 pH>6.4时，中性分子形态SD减小而阴离子形态的SD比例增加，阴离子形态的SD与活性炭表面之间的吸附减弱，使吸附量减小。Gao et al [1]曾报道，3种形态的磺胺类药物在粘土矿物中吸附能力的顺序为：阳离子形态>中性分子形态>阴离子形态，谢胜等[13，16]也证实了这个结论。

2.3 盐度（Salinity）对吸附的影响

以氯化钠调节溶液的盐度，探讨了溶液中盐度在0.01ms/cm、1ms/cm和4ms/cm的3种条件下活性炭对SD的吸附状况，结果如图4所示。

图4 不同盐度对SD在活性炭上吸附行为的影响

有研究人员报道，溶液中电解质的存在，会因静电屏蔽效应改变溶液中吸附质-吸附剂交互作用的强度[17]。从图4中可以看出，离子强度对活性炭吸附SD的影响较为微弱。试验结果表明，静电作用不是SD在活性炭上吸附的主要机理。这也从另一个角度证实活性炭对SD的吸附，是通过活性炭表面疏水基团来完成的；王健行等[18]研究认为活性炭吸附效果受到微孔和中孔的共同作用，其中微孔是支配活性炭吸附性能的关键因素。

3 结语

活性炭对SD的吸附，用3种吸附模型拟合后由R2值可知，朗缪尔模型拟合相关性最好，说明SD在活性炭上的吸附方式，与单分子层吸附过程更为接近。

pH值能够显著地影响SD在活性炭的吸附，低pH值条件下SD的吸附量显著地大于在高pH下的吸附量。

SD在活性炭上的吸附几乎不受盐度影响，说明活性炭对SD的吸附不是静电引力作用实现的。

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篇5

关键词：膜 海水淡化 脱盐 反渗透 电渗析

全球水的总储量为 13.86亿 km3，海水就占有96.5％，人类可取用的地表水和浅层地下水仅为0.79％，且随地域和季节变化分布极不均匀。为了向大海索取淡水，上世纪五十年代初，膜技术便被优先提出来了，至七十年代海水淡化技术在世界上实现了商品化，经过产品换代、工艺革新，目前已成为最经济的海水淡化和高盐度苦咸水脱盐技术。在国家支持下，我国海水淡化技术也取得了令人瞩目的业绩，成为具有自行设计、生产海水淡化装置的国家。

1 应用概况

海水淡化是指将35000mg／L的海水淡化至500mg／L以下的饮用水。目前，世界上装机应用的海水淡化方法主要有多级闪蒸（MSF）、多效蒸发（MED）和反渗透法（RO），半个世纪以来己养活了世界上1亿多的人口，促进了干旱沙漠地区和发达国家沿海经济和社会发展。

据国际脱盐协会统计，截止1995年底，全球日产水量在100m3以上的装置有11066台，每天生产淡水2030万m3。截止1997年底，装置总数12451台，每天产水2273万m3，其中海水淡化为1337万m3、苦咸水淡化为5840万m3，且以年10-30％的速度增长。就海水淡化而言，装机容量以MSF为主，但近年来RO发展很快。MSF除极大型装置外，1995年以来合同额极少。MSF从1989年的84.4％下降为1997年的76.04％。而RO从1989年的5.6％上升为1997年的14％。MED1989年占6.7％，至1997年仅占5.47％。

对沿海苦咸水脱盐RO占绝对优势，占76.23％，投资和造水成本更低。对废水和水净化RO也分别占到约65％和94％。1995年后，新增海水淡化和苦咸水淡化装机容量RO为90％。最大规模的RO海水淡化厂建在沙特阿拉伯，日产淡水12.8万/m3。最大规模的RO苦咸水淡化装置建在美国，日产27万m3。

篇6

关键词：钢铁废水；超滤；反渗透；废水回用

钢铁作为一种基础原材料，近年来产能不断增加，据统计，我国2016年粗钢产量为8.084亿吨，占全球粗钢产量的近50%，钢铁行业属于用水及排水大户，生产过程中会排放大量的污水，伴随着水资源短缺、水体污染日益严峻的现状及国家清洁生产节能减排的行业政策，钢铁废水循环回用已经迫在眉睫。钢铁废水主要来源于生产过程中的冷却水，具有水质水量波动大，排放量大，色度、硬度及悬浮物含量高，同时有机污染物含量较低的特点，传统的处理工艺大多采用物化处理，利用加药沉淀+过滤的方法去除水体中的悬浮物，效果较好，但是又会产生盐度较高的二次污染问题。为了达到钢厂废水的回用标准，加大废水循环利用率，超滤+反渗透组合工艺已成为钢铁废水的深度处理的重要工艺流程之一。本案例钢厂废水经预处理后采用超滤+RO反渗透工艺进行处理，出水可以达到钢厂回用水水质标准。

一、废水特点及回用标准

依据该钢厂的详细工程分析及同行业废水产水量实际检测数据，估算本工程设计理论处理水量为500m3/h，考虑厂区的远景规划、污水处理站的缓冲容量及占地面积，实际设计水量为600m3/h，废水经处理后达到《钢铁企业给水排水设计规范》GB50721-2011中回用水水质标准。进水水质及回用水质标准见表1。

二、处理工艺方案比选

传统的钢铁废水处理工艺主要采用混凝沉淀+过滤的处理方法，此工艺虽然对悬浮物、浊度有较好的处理效果，但是处理后出水硬度较高，并且不具备除盐功能，因此钢厂废水在实际循环利用中出现了一系列的问题。李杰采用高密度沉淀池—V型滤池处理某钢厂废水，在实际运行中出现了：①循环水腐蚀倾向增加、PH值偏低；②循环水细菌数量增加；③循环水浊度升高，SS波动范围较大；④输水管线内出现了后沉淀的现象。因此，传统工艺在实现钢厂废水回用过程中存在技术壁垒，为了更好地提升出水水质，达到回用水水质标准，就需要在传统工艺基础上增设深度处理。目前，国内常采用的深度处理工艺包括：多介质过滤器+反渗透+钠离子交换、超滤+反渗透等，其中超滤+反渗透工艺由于其出水水质稳定，可以有效地去除废水中的浊度及盐度而被广泛应用在钢厂废水处理的实际工程中。本实例结合已报道的成功案例经验，从企业的需求出发，经过工艺比选及水质水量分析，最终选择混凝沉淀+V型滤池+超滤+反渗透的组合处理工艺，使废水处理后能够实现厂区内循环利用。

三、工艺流程说明

废水经各个车间的下水管网收集后，进入自动回转式格栅机来去除大块的漂浮物，出水流至隔油池去除水中悬浮的油脂，隔油池配自动刮油机。隔油池后设置调节池，调节池的主要功能是调节水质和水量，并在池底均匀布设水下搅拌设备，避免悬浮物沉积同时为后续工艺的连续稳定运行提供必备的水利条件，调节池出水利用泵将水提升至混凝沉淀池，混凝池前段顺次投加已配制好的混凝剂及絮凝剂溶液，通过药剂的混凝作用将废水中的悬浮物、胶体物质聚合成絮状体，在沉淀池通过重力沉降进行去除，混凝沉淀池的后部加入软化药剂降低硬度。混凝沉淀池出水进入V型滤池，通过静沉进一步去除水中的SS和硬度。混凝沉淀池及V型滤池的排泥经污泥浓缩池及板框压滤脱水，形成泥饼后外运。钢厂废水经前段处理后，废水中SS、胶体、漂浮物、硬度等污染物得到了一定的去除，废水进入深度处理工序。深度处理的核心技术是超滤+反渗透，利用超滤膜的过滤作用，可以有效地截留废水中剩余大分子物质、微小悬浮物、胶体物质和细菌等杂质。超滤出水经RO保护器后进入反渗透工序，利用反渗透膜选择透过性的特点，水分子透过膜成为淡水，进入回用水池，在厂区内循环利用；膜截留下来的重金属离子、微生物、胶体等污染物进入浓水池，在高炉冲渣中使用。具体工艺流程图见图1。

四、主要构筑物及设备参数

1.格栅。格栅设置4台，粗细各2台。粗格栅用自动回转式格栅，格栅间隙20mm，不锈钢材质，配链条式格栅渣输送机及1.5m3的栅渣收集筐，安装倾角70°~75°。细格栅选用自钢厂废水处理工程设计实例苗志加邓思远赵磊郭珊摘要：以某钢厂废水处理工程为例，通过分析水质特点，采用格栅+隔油池+调节池+混凝沉淀+V型滤池+超滤+反渗透的动回转式格栅，格栅间隙20mm，不锈钢材质，配链条式格栅渣输送机及1.5m3的栅渣收集筐，安装倾角75°。2.隔油池。隔油池设置4套平流式并联运行，水力停留时间为1h，有效水深2m，超高0.3m，每格池体长度20m，宽度4m，池体采用钢混结构，配套油泵3台（2用1备）。池底污泥斗深度0.5m、宽度0.5m、侧面倾角45°。池体上方设耐火性材质盖板密闭。3.调节池。1座，水力停留时间6h，有效水深5m，超高0.5m，池体尺寸28m×28m，总有效容积3920m3，为使水质均匀，池体下方设置4台水下搅拌器；选择200qw360-15-30型提升泵3台（2用1备）。调节池出口设测流用以监控流量。4.混凝池沉淀池。2座，每座由混凝池、絮凝池、澄清池组成，混凝池尺寸：3m×3m×3.5m，池体超高0.5m，钢混结构，池底配搅拌机1台。絮凝池池体尺寸：10m×9m×3.5m，设4台搅拌器，搅拌器长度2.5m。澄清池尺寸：18m×4m×3.5m。5.V型滤池。2座，钢筋混凝土结构，尺寸13m×3.5m×3.8m，滤池超高0.3m，滤层上的水深1.5m，滤料厚度1m，配有反冲洗泵3台（2用1备），鼓风机3台（2用1备），反冲洗强度1.6L/（s.m2），冲洗周期48h。6.超滤装置。设3套超滤装置，单套设计出水200m3/h，设计膜通量50L/(m2.h)，总膜面积26730m2，单支膜面积55m2，每套装置配有162支膜组件。配清水泵2台（间歇运行），功率55KW，流量650m3/h，扬程25m；超滤反冲洗泵2台（间歇运行），功率55KW，流量730m3/h，扬程20m，一级提升泵3台（2用1备），功率45KW，流量280m3，扬程40m；超滤透过液泵3台，功率30KW，流量286m3，扬程20m；超滤清洗泵2台，功率15KW，流量160m3，扬程20m。7.RO系统。设3套反渗透装置，设计膜通量15L/(m2.h)，总膜面积30870m2，单支膜面积35m2，每套装置配有294支膜组件。配RO冲洗泵2台（间歇运行），功率30KW，流量150m3/h，扬程40m；配高压泵3台（间歇运行），功率165KW，流量262m3/h，扬程150m；配浓水泵2台（间歇运行），功率45KW，流量150m3/h，扬程65m；配RO清洗泵2台（间歇运行），功率37KW，流量262m3/h，扬程35m；同时备阻垢剂加药泵3台、还原剂加药泵3台、次氯酸钠加药泵4台、加碱泵4台、加酸泵4台。

五、工艺特点及运行效果分析

本工艺设计在传统的混凝沉淀+V型滤池处理钢铁废水的基础上，增加了超滤+反渗透的深度处理，核心技术就是利用膜对废水进行处理并达到回用水标准。然而，在实践中经常会出现废水中杂质浓度过高，导致膜堵塞、膜污染的问题，使产水量下降。针对这一现象，设计中在超滤膜前安装了超滤保护器，内填充了石英砂和无烟煤的颗粒；反渗透膜前增设了保护装置，内设有10微米滤芯，极大地延长了膜的使用寿命。调试初期，钢铁生产车间产量下降，车间产生的废水量低于设计值，且水量波动较大，导致整个系统出水不稳定。经过一段时间调整后，系统趋于正常，出水水质可以稳定达到《钢铁企业给水排水设计规范》GB50721-2011中回用水水质标准。稳定后出水水质见表2。

六、运行成本分析

本工程投资额为8015.22万元，设计处理水量600m3/h，年运行按330天计算，每年处理水量475.2万m3，将药剂、人工、设备电耗等费用核算后，吨水处理成本为4.75元，钢铁行业新鲜水费为5.5元/m3，废水排污费按照污染物当量核算为0.67元/m3，吨水净收益为1.42元/m3，每年可节约费用674.8万元。

七、结语

1.本工程设计采用混凝沉淀+V型滤池+超滤+反渗透的组合工艺处理钢铁废水，稳定运行后，出水水质满足《钢铁企业给水排水设计规范》GB50721-2011中回用水水质标准限值要求。2.针对超滤膜、反渗透膜易污染堵塞的现象，设计中增加了超滤保护器，反渗透膜前增设了保护装置，内设有10微米滤芯，极大地延长了膜的使用寿命。3.运行成本分析表明，利用本工艺进行钢铁废水处理，吨水净收益为1.42元/m3，年可节约费用674.8万元。4.本工程案例在实践中，不仅可以稳定运行，减少了污染物的排放，同时大大节约了新鲜水使用量，提升了该企业在本行业内的竞争力，具有较好的推广潜能。

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篇7

关键词：藻丛刷系统；鲨鱼；水质；净化

中图分类号 S91 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2015）11-113-04

Abstract：In order to investigate effects of algal turf scrubber（ATS）on cultivated water purification of ornamental fish，artificial ATS was used to purify cultivated water of Chiloscyllium plagiosum and water quality indicators，including NO3--N，NO2--N，NH4+-N and PO43--P，were measured.The experiment lasted for 60d and water was not renewed.The results showed that contents of NO3--N，NO2--N，NH4+-N and PO43--P were kept in the range of 5.64～9.87mg/L，0.03～0.07mg/L，0.03～0.07mg/L and 1.33～1.78mg/L respectively during the whole experiment.It was indicated that ATS could purify cultivated water of Chiloscyllium plagiosum effectively and maintain stabilization of water quality when shark were cultured with appropriate density and feeding dose.

Key words：Algal turf scrubber；Chiloscyllium plagiosum；Water quality；Purification

随着人们生活水平的提高，观赏水族养殖已成为家庭装饰的新宠。观赏水族养殖在高速、大规模发展的同时也存在着一些问题，养殖用水的污染就是其中之一。由于水族箱体积有限、投饵和交换水困难，易造成N、P等物质的堆积，导致养殖对象生长缓慢，易发疾病，降低了水族箱的观赏性和装饰性。

底栖藻类作为水体中的重要初级生产者，不仅是水生态系统中物质循环和能量流动的基础[1]，也可以通过自身吸收利用、吸附、络合以及与其他生物协同作用调节水生态系统，净化水质[2]。自20世纪50年代开始，研究学者开始关注利用藻类去除水体中N、P来净化水质，已经取得了一定的成果，并且开发出以此为基础的藻丛刷系统（Algal Turf Scrubber，ATS）[3]、底栖藻类-生物膜系统[4]和底栖藻类水产养殖系统[5-6]，已经成功用于畜禽、水产养殖废水的处理与净化中。马沛明等利用浮游藻类处理某造纸厂下游的人工合成污水后指出，底栖藻类对污水TN、TP、NH4+-N和NO3--N的去除率分别达到96%、98%、98%和97%，效果十分明显[7]。将藻丛刷系统引入到观赏鱼养殖的水质净化中，不仅可以有效降低水体N、P的含量，而且可以减少底栖藻类在水族箱缸壁的附着，提高观赏性。

条纹斑竹鲨（Chiloscyllium plagiosum），俗称狗鲨、犬鲨，隶属于软骨动物门，须鲨纲，须鲨科，斑竹鲨属，为暖水性小型鲨鱼，在我国东海和南海均有分布。一般成鱼体重1～1.5kg，最大个体3～3.5kg，体长可达1m左右。该鱼喜栖息于浅海或内湾贝、藻类繁多的环境中，主食软体动物、多毛类、虾蟹及底栖小型鱼类。条纹斑竹鲨不仅具有药用价值[8-9]，而且还是名贵的观赏鱼类，市场价值高，是值得开发的海水鱼养殖新品种。条纹斑竹鲨摄食量大，代谢产物多，易导致养殖水体中N、P累积致使水质恶化，因而在养殖过程中必须加大换水频率和换水量以保证良好的水质。

本研究在天津海昌极地海洋世界模拟潮间带藻类生长条件，创造干湿交替的生长环境自制藻丛刷系统，在不换水的条件下，利用养殖水体中自然附着的底栖藻类去除条纹斑竹鲨养殖过程中产生的N、P营养盐，并定期对水质理化指标进行监测，以确定藻丛刷系统对观赏鱼养殖用水的净化效果，为藻丛刷系统在大型水族箱观赏鱼养殖水质净化中的应用奠定基础。

1 材料与方法

1.1 试验装置 试验装置主要由4部分组成：鲨鱼养殖池（190cm×175cm×75cm）（a）、藻丛刷系统（b）、生化池+暂留池（c）、蛋白分离器（d）（图1）。藻丛刷系统由有机玻璃制成，处理缸（120cm×30cm×50cm）内放入一块聚乙烯筛绢（100cm×37cm）作为底栖藻类附着基质。筛网通过打磨成小刺状，更利于藻类附着，模拟潮间带底栖藻类生长环境，在筛网上方附有流水管，使水流自上而下通过均匀小孔流过藻丛刷筛网面，藻丛刷下方1/5面积浸入水中。然后流回养殖池，与鲨鱼养殖池形成自循环。试验期间用2支日光灯置于藻丛刷处理缸上方提供光照，光照强度控制在2 500lx，光照时间为每天7：00～19：00，光暗比为12h∶12h。同潮间带底栖藻类所获自然光光照周期基本保持。

1.2 试验设计 养殖池内养殖用水体积为3.25t，共养殖37条条纹斑竹鲨，其中大小为50～80cm的条纹斑竹鲨有22条，15～17cm的15条。试验为期60d，每日上午9：00和下午3：00进行投喂，分别投喂沙丁鱼300g、200g。试验期间分别仅采用生化池+暂留池、蛋白分离器和ATS系统处理养殖用水，整个试验期间不换水。养殖用水由出水口分别流经生化池、蛋白分离器和ATS系统，再分别流入养殖池。

1.3 水样采集及相关测定方法 条纹斑竹鲨养殖池内设置2个取水点，每个取水点取2个平行水样。每隔3d水样一次，按照海洋调查规范第4部分：海水化学要素调查（GB/T12763.4-2007）相关方法测定养殖水体中NO3--N、NO2--N、NH4+-N和PO43--P的含量：NO3--N（锌镉还原法）；NO2--N（重氮-偶氮法）；NH4+-N（次溴酸钠氧化法）；PO43--P（抗坏血酸还原磷钼蓝法）。用盐度计、温度计、便携式pH仪、溶解氧分析仪分别测定养殖水体盐度、温度、pH、溶解氧变化情况，试验期间测得盐度、温度、pH、溶解氧结果如下：盐度31%～33.5‰，温度21.9%～26.9℃，pH8.0～8.06，溶解氧7.7～7.8mg/L。

1.4 底栖藻类收获及测定 每7d收集一次附着基上的藻体，用毛刷刷下的藻体在105℃先烘15min，随后将温度降至65℃再烘5～6h至恒重后称重。

2 结果与分析

2.1 藻丛刷系统对条纹斑竹鲨养殖水体NO2--N的影响 由图2可知，NO2--N含量基本维持在0.03～0.07mg/L范围内，略有下降的趋势，说明这个系统能够有效吸收养殖过程中由于投饵、粪便等正常养殖活动产生的NO2--N。

2.2 藻丛刷系统对条纹斑竹鲨养殖水体NO3--N的影响 由图3可知，NO3--N的含量维持在5.64～9.87mg/L范围内，基本趋于稳定，说明这个系统能够有效吸收养殖过程中产生的NO3--N。

2.3 藻丛刷系统对条纹斑竹鲨养殖水体NH4+-N的影响 如图4所示，条纹斑竹鲨养殖池水体NH4+-N的含量基本维持在0.03～0.07mg/L范围内，说明这个系统能够有效吸收养殖过程中产生的NH4+-N。

2.4 藻丛刷系统对条纹斑竹鲨养殖水体PO43--P的影响 条纹斑竹鲨养殖池水体PO43--P的含量基本维持在1.33～1.78mg/L这个水平范围内（图5），基本趋于稳定，说明藻丛刷系统能够有效吸收养殖过程中产生的PO43--P。

2.5 附着藻类收获生物量 人工聚乙烯筛绢上生长的底栖藻类主要由丝状绿藻组成，且在整个实验期间能保持较好的稳定性和连续性。由表1可知，试验期间收集到藻类的干重，每7d藻类收获量保持在2.584 5～2.720 4g范围内，周期性藻类收获量差异不大。

3 结论与讨论

3.1 观赏鱼养殖中的水质净化技术 在人工养殖水体尤其是观赏水族养殖过程中，各营养物质的来源主要是饵料的投入和养殖对象自身的排泄物，大量营养物质的积累易导致水体恶化。水质日常维护及净化多采用物理方式和生物方式滤除营养盐，无论采用何种方式的最终目的是去除水体中过量的N、P等营养盐或将对养殖对象有害的NH4+-N和NO2--N转化为相对无害的NO3--N[10]。不过观赏鱼对NO3--N也有一定的耐受范围，50mg/L或者更低浓度是其耐受上限。由此可见，传统的水质净化方法存在一定的局限性，而藻丛刷系统的出现可以有效地解决这一问题。

3.2 藻丛刷系统水质净化技术 藻从刷具有设计简单，材料廉价，对运行环境条件要求较低等特点，在水质净化和废水处理方面已经有了一定的应用。藻丛刷基质上附着的大量藻类能够充分利用不同形式N源P源作为营养源，既有效降低了NH4+-N和NO2--N，又有效地降低了NO3--N浓度[11-12]，N、P去除效果好。由本次研究表明，在持续投喂和不换水的条件下，60d内条纹斑竹鲨养殖水体的NH4+-N、NO2--N和NO3-N均未出现明显升高，说明借助于底栖藻类对氮磷的吸收特性构建的ATS系统，可吸收养殖鲨鱼因代谢、投饵产生的N、P营养盐，进而使养殖水质维持在稳定水平。表明藻丛刷系统对该水体有着明显的净化作用。马沛明等指出，底栖藻类对NH4+-N较为敏感，当水体中同时存在NH4+-N和NO3--N时，水网藻、刚毛藻水绵等大型绿藻首先利用NH4+-N，待NH4+-N下降到一定程度后，开始利用NO3--N[7]。关于其作用机理也早有报道，由于藻类不能产生有活性的硝酸还原酶，当水体中的NH4+-N浓度很低或近于消耗完时，底栖藻类才NO3--N进行吸收和利用[13]。同样，藻丛刷系统对对奶牛场废水和生活污水中的TN、TP的去除率高达46%～90%[14-15]。与此同时，藻丛刷系统中基质上附着的藻类也具有一定的潜在应用价值。因此，利用藻类处理循环水条纹斑竹鲨养殖水体，具有成本低、能耗少、效率高、收益大、出水溶解氧含量高等特点，是一项非常有潜力的生态环保技术。

3.3 影响藻丛刷系统水质净化效率的因素 藻丛刷系统操作简便，运行过程中不需特殊手段，只要提供合适的基质和光照，控制特定的流速就能正常运行。为了提高藻丛刷系统水质净化效率，本研究自制的藻丛刷水质净化系统由2支日光灯置于藻丛刷处理缸上方提供光照，光照时间为每天7：00～19：00，光暗比为12h∶2h，同潮间带底栖藻类所获自然光光照周期一致。采用瀑布式水流设计促提供适宜流速使底栖藻类生物量达到最高。可以作为藻丛刷系统应用于观赏水族净化的参考。

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篇8

摘 要：该文概述了重金属废水的来源与危害，并介绍了湿法脱硫废水的性质，分析了国内外普遍应用的化学沉淀去除脱硫废水中重金属的优缺点，并介绍了一种新型的铁氧微晶体处理脱硫废水中重金属的技术及其优点与成本优势，对电厂脱硫废水的重金属处理有借鉴意义。

关键词：脱硫废水 化学沉淀 铁氧微晶体 重金属

中图分类号：X701.3 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2016）07（a）-0065-02

1 重金属废水的来源及危害

重金属废水来源广泛，随着工业发展和人类自身活动的增加，大量含有重金属污染物的工业废水和城市生活污水被排入江河湖泊。重金属废水污染具有毒效长期持续，生物不可降解的特点，且可通过食物链作用进入人体，并在人体内累积，从而导致各种疾病和机能紊乱，最终对人体健康造成严重危害。其中主要金属污染源有Cu、Zn、Hg、Ni、Cd、Pb和Cr等。因此，有效地去除废水中的重金属已成为当前的迫切任务。

2 湿法脱硫废水的性质

湿法脱硫废水中主要包括悬浮物、硫酸盐、过饱和的亚硫酸盐、重金属离子。其中重金属离子包扩铅、镉、铬、镍、汞等列为第一类污染物的物质。这些物质必须在车间或者车间处理设施排放口达标排放。这就要求在脱硫废水作为其他水源时，必须单独处理。湿法脱硫废水一般呈酸性，pH值约为4.1～6.5，含固率较高，具有强烈的粘附性和沉淀性，重金属离子含量不大，但离子种类多且浓度范围大，在弱酸性的脱硫废水中，重金属具有较好的溶解性。

3 几种化学沉淀法去除重金属离子的方法

化学沉淀法指向重金属废水中加入药剂通过化学反应使呈溶解状态的重金属转变为不溶于水的化合物沉淀而去除。包括中和沉淀法、硫化物沉淀法、钡盐沉淀法和铁氧体共沉淀法等。化学沉淀法发展时间较长，工艺较成熟。该工艺对重金属去除范围广、效率高、经济简便。但需要投加大量化学药剂，产生的沉渣量大、含水高、脱水困难，若处置不当，极易造成二次污染。

其中中和沉淀法是应用最广的一种方法，向重金属废水中投加碱中和剂（通常为Ca（OH）2）使废水中的重金属形成溶解度较小的氢氧化物沉淀而去除。

铁氧体共沉淀法是日本电气公司（NEC）研究出来的一种处理术。向重金属废水中投加铁盐，通过工艺控制，达到有利于形成铁氧体的条件，使污水中多种重金属离子与铁盐生成稳定的铁氧体晶粒共沉淀，再通过重力分离等手段，达到去除重金属离子的目的。铁氧体法处理重金属废水效果好，特别适用于处理工业生产中所产生的含多种重金属离子的废水。该工艺投资省、设备简单、沉渣量少，且化学性质比较稳定。在自然条件下，一般不易造成二次污染。此外，铁氧体具有磁性，可以作为磁性材料回收利用。但该方法不能单独回收有用的金属，且其在形成铁氧体过程中一般需要加热，能耗较高。另外，该方法还具有处理后废水盐度高，不能处理含Hg和络合物的废水等缺点。

4 铁氧微晶体处理技术

目前，随着废水技术排放标准的日趋严格，单纯化学沉淀法很难满足达标排放的要求。随着相关研究的深入和新材料的开发，近年来出现很多新型的重金属废水处理技术。 研究发现，采用零价铁技术处理废水时，取得了良好的效果，但是经过多次现场中试研究发现，随着反应的进行，会在零价铁表明形成钝化层，从而阻止反应进行。铁氧微晶体技术是美国鲁道夫勋章获得者黄永恒博士基于活性铁技术开发应用过程中对零价铁、铁氧化物，与各类污染物的互动过程中的化学过程和机理的最新认识基础上开发的一个全新的水处理工艺，是对活性铁技术的推陈出新，核心过程是直接通过加入各类铁盐和其他药剂，控制反应条件，直接在水相中生成具有特种离子或晶格交换能力特性的铁氧微晶体，通过离子交换和表面吸附，快速去除废水中的重金属离子。脱硫废水首先经过简单沉淀后，上清液进入四级活性铁处理系统，每级处理器中设有搅拌系统，控制转速为1 500 rpm使反应器内的活性铁处于流化状态，同时调节废水pH至7.1～7.3（碳酸氢钠溶液），向系统中加入Fe2+（0.01 M HCl酸化的氯化亚铁溶液）确保活性铁持续具有活性。经过hZVI系统处理后的废水进入后处理过程，使Fe2+氧化为Fe3+，同时加碱调节pH，使Fe3+形成氢氧化铁沉淀，然后废水进入澄清池进行固液分离。最后，澄清池上清液进入砂滤池进一步去除废水中的悬浮物，最终出水达标排放。

5 铁氧微晶体技术的优点

铁氧微晶体技术可用于去除废水中的各类重金属污染物，该技术除了保持了活性铁技术的各种优点外，同时能够实现铁氧化物的合成过程的控制，使该系统具有更好的晶格替换和离子交换作用，具有更高的重金属去除效率。实验室研究表明，铁氧微晶体技术处理脱硫废水时，对绝大多数重金属离子的去除效率可达99%以上，出水中重金属浓度远低于我国相关排放标准。同时该工艺产生污泥量少（约只有化学沉淀法的1/3）、比重大、容易脱水，而且经过浸出毒性检测测试表明，该工艺产生的污泥为一般固体废物，从而可大大降低污泥后续处理成本。此外，该工艺流程简单，所用的主要原料为常规铁盐和铁粉，价格低廉，因此运行费用明显低于传统工艺。铁氧微晶体技术处理重金属废水具有广谱性、适应性强等特点。因此，该技术除了可以用于处理脱硫废水以外，还可以用于电镀、冶金等工业废水中的重金属处理，也可用于地表水和地下水的重金属污染治理，应用市场极为广泛。

6 铁氧微晶体的运行成本优势

如果按每日200 t处理量设计，每天所需主要药剂包括：铁粉20～40 kg、铁盐（或铁盐溶液）20～40 kg（以100%硫酸亚铁计）、烧碱（或替代碱液）10～20 kg、絮凝剂2 kg，根据具体的水质和处理要求，有可能还需要用到次氯酸钠（或相当的强氧化剂）5～20 kg，电耗：估计为1 kwh/m3废水。按照国内目前价格计算，吨水处理运行成本低于2元（不含人工成本）。而国内常用的三联箱沉淀法，处理1t脱硫水药剂成本约6～8元（不含人工成本）。如果采用铁氧微晶体技术运行成本按照2元/t计算，三联箱工艺按照7元/t计算，日处理200 t废水时每年节约运行费用约36万元。此外，由于铁氧微晶体技术产生的污泥量少，且为一般固体废物，因此在污泥处置方面还可以节约大量成本。所以与现行三联箱工艺相比，铁氧微晶体技术具有明显成本优势。

7 结语

目前重金属废水主要采用化学沉淀法、吸附法处理，存在主要问题是化学药剂投加量大，沉淀污泥产生量大且处置困难。铁氧微晶体处理技术已经进行了大量实验室研究，均表现出非常好的处理效果，尚未见明显技术缺陷。因此，在国内环保形势严峻，水处理市场需求巨大的背景下，此技术如果商业应用成功，一定会将迎来广阔的发展空间。

参考文献

[1] 王敏琪.火电厂湿式烟气脱硫废水特性及处理系统研究[D].杭州：浙江工业大学，2013.

篇9

关键词：厌氧氨氧化 影响因子 高氨氮 研究进展

中图分类号：X52 文献标识码：A 文章编号：1007-3973（2012）001-126-02

随着人口的增加，工农业的发展以及城市化步伐的加快，含有高浓度氮磷物质的生活污水、工业废水和农田地表水径流汇入湖泊、水库、河流和海湾水域，使藻类等植物大量繁殖，导致水体的富营养化，因此以控制富营养化为目的的脱氮除磷已成为世界各国主要的奋斗目标。高氨氮废水往往碳源不足，厌氧氨氧化工艺不需要额外的投加碳源，在缺氧条件下能够实现氨氮的高效去除，而且工艺流程短，运行费用低，因此吸引了国内外学者的广泛研究。本文归纳了厌氧氨氧化工艺在不同污水中的研究和应用进展。

1 厌氧氨氧化工艺的微生物学原理

厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌以NH3-N为电子供体，以NO2-N为电子受体，将NH3-N和NO2-N同时转化成N2，以实现废水中氮素的脱除。郑平通过研究厌氧氨氧化菌混培物的基质转化特性，认为除被证实的硝酸盐外，NO2-N和N2O也能作为厌氧氨氧化的电子受体，将NH3-N转化为N2。厌氧氨氧化工艺作为一种新型高效的脱氮技术，与传统的污水脱氮除磷工艺比较，具有耗氧量少、无需外加碳源、污泥产量低和无二次污染等众多优点。

2 影响厌氧氨氧化的主要因子

2.1 基质浓度

通常，NH3-N和NO2-N是厌氧氨氧化的限制基质。国内众多学者证明NO2-N和NH3-N的比率对厌氧氨氧化工艺脱氮效率影响较大，张树德等提出进水中适宜的NO2-N和NH3-N比值为1.3，而杨岚认为当进水NO2-N与NH3-N比值为1.16时，利于厌氧氨氧化反应的进行。李冬在研究常温低氨氮城市污水厌氧氨氧化反应时发现，在一定浓度范围内，NO2-N和NH3-N浓度的提高，有利于提高厌氧氨氧化生物滤池对总氮的去除负荷，而无法保证对TN的去除率。以上证明较高浓度的NH3-N和NO2-N会在一定程度上影响厌氧氨氧化工艺的运行性能。

2.2 温度

对于微生物而言，温度会影响酶的活性，进而影响微生物的新陈代谢，最终导致脱氮效果不佳，因此温度也是厌氧氨氧化的一个重要的影响因子。郑平等通过实验研究了温度对厌氧氨氧化的影响，发现当温度从15℃升至30℃，反应速率呈逐渐提高趋势；升至35℃时，反应速率反而下降，并认为最适温度约为30℃左右。徐庆云等分别对25、30、35、40℃下的厌氧氨氧化反应进行动力学研究，得到最佳反应温度为40℃。但国外有学者在18℃下利用SBR反应器启动了厌氧氨氧化,说明厌氧氨氧化工艺在中低温下也有可能启动，为厌氧氨氧化在处理常温的污水提供了可行性的依据。

2.3 PH

NH3-N和NO2-在水溶液中会发生离解，因此PH值对厌氧氨氧化具有影响作用。郑平等认为厌氧氨氧化的最适宜pH值在7.5-8.0附近；Antoniou等按其推导出的离解方程计算出的厌氧氨氧化菌最适pH值为7.61；陈曦、崔莉凤等人通过实验得出pH值从6.50升至7.80左右时，厌氧氨氧化反应速率逐渐提高，当继续升至9.00左右时，氨氧化速率和TN去除速率则不断下降，直至接近于零。厌氧氨氧化反应最适的pH值在7.80左右。综上，因厌氧氨氧化反应器的启动、接种污泥等条件不同，研究人员得出的结论有所差异，但仍可以看出厌氧氨氧化的最适PH值在7.0-8.0之间。

2.4 水力停留时间(HRT)

刘成良利用从厌氧污泥中筛选和驯化的厌氧氨氧化菌直接启动UASB反应器，结果表明缩短HRT，系统的脱氮效率具有波动上升的特点，NO2-N、NH3-N和TN的平均去除率均超过70.0%；魏琛等证实系统HRT过短会导致含氮污染物去除不完全，HRT过长则污泥可能已经解体；金仁村等以普通好养活性污泥为接种污泥，在固定进水浓度并逐步缩短HRT的策略下，成功启动了新型厌氧氨氧化折流板反应器(ABR)。

2.5 其他影响因子

厌氧氨氧化工艺需要很高的技术要求，光、溶解氧（DO）等限性因子对厌氧氨氧化都起着重要影响。光能抑制厌氧氨氧化菌的活性，降低30%～50%的氨去除率，当DO>2 mol/L，厌氧氨氧化菌的活性就会完全被抑制，不过这种抑制是可逆的。刘杰等研究了BMTM生物膜载体对厌氧氨氧化工艺启动特性的影响,结果表明,采用BMTM载体启动上流式填料床生物膜反应器厌氧氨氧化工艺,当NH3-N与NO2-N去除负荷之和达0.22kg/(m3・d)时,启动速度较采用UASB反应器启动的厌氧氨氧化工艺大幅提高。金仁村考察了盐度对厌氧氨氧化的影响，结果表明，高盐度显著抑制厌氧氨氧化活性。

3 厌氧氨氧化工艺处理不同污水的研究进展

3.1 厌氧氨氧化工艺高氨氮废水的研究进展

3.1.1 污泥消化液

若单独采用厌氧氨氧化技术对污泥消化上清液脱氮处理，则会大大减轻污水生物脱氮处理单元的负担、减少供氧量、降低能耗和运行成本。荷兰Delf大学开发的SHANRON-ANAMMOX工艺在处理污泥消化液上清液时，表明在不控制SHANRON反应器pH值，进水总氮负荷为0.8kg/(m3・d)的条件下,氮的总去除率可达到83%。SHANRON-ANAMMOX工艺现已在荷兰鹿特丹Dokhaven污水处理厂得以实践应用,用以处理污泥消化液。在SHARONAN-ANAMMOX基础上，荷兰Delft大学又发展了一种全新的工艺――CANON工艺。Vazquez-Padin等在20℃，以厌氧消化污泥作为进水在脉冲充氧的条件下,启动了CANON工艺，氮的去除负荷达 0.8kg/(m3・d)。

3.1.2 垃圾渗滤液

随着垃圾填埋时间的延长,渗滤液往往含较高浓度的氨氮，而有机物浓度相对较小，C/N比严重失调，成为一种难处理的高氨氮废水。深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂通过SBR反应器实现CANON工艺，发现DO控制在1mg/L左右，进水NH3-N＜800 mg/L,NH3-N负荷＜0.46 kg NH4+/(m3・d)的条件下，NH3-N的去除率＞95%，TN的去除率＞90%。周少奇通过接种垃圾填埋场渗滤液处理活性污泥，以自配含NH3-N和NO2-N的废水为进水，采用UASB生物膜系统启动了ANAMM0X反应。结果表明：在反应器运行的第56d，NH3-N、NO2-N和TN的去除率分别为99.8％、98.8%、90.2%；在随后的运行中处理效果保持稳定，去除的NH3-N、NO2-N和生成的NO3-N比例为1:1.61:0.25，出水pH稳定在8.3左右，进、出水碱度变化不大。

3.1.3 猪场废水

猪场废水等畜禽废水也是高氨氮废水中的一种。荀方飞等以实际猪场废水为研究对象,采用SBR反应器，接种厌氧消化污泥培养厌氧氨氧化细菌成功启动了厌氧氨氧化反应，通过正交试验，表明厌氧氨氧化最佳运行参数为pH值7．5.1，温度33()℃，HRT为1.2d。当达到最佳运行参数时,NH3-N的去除率达到98.47％，NO2-N去除率达到99.09％。

3.1.4 焦化废水

林琳等针对焦化废水，在厌氧34℃、pH 值7.5-8.5，HRT为33h的条件下，经过115d成功启动厌氧氨氧化反应器。研究表明，当进水NH3-N、NO2-N浓度分别为80mg/L、90mg/L 左右时，TN负荷可达160m g/(L・d)，系统 NH3-N和NO2-N的去除率最高分别达86％和 98％，TN去除率可达 75％。

3.2 厌氧氨氧化工艺低氨氮废水的研究进展

近年来，不少研究人员对厌氧氨氧化工艺在低氨氮废水中的应用开展了大量研究。Kuypers等人在黑海中发现厌氧氨氧化菌能够高效地消耗从黑海表层区域进入到下层厌氧区的无机氮，说明在氨氮含量极低的条件下厌氧氨氧化反应也能顺利进行。付丽霞采用厌氧复合床，经过165d成功启动了厌氧氨氧化反应器，TN容积负荷达到0.17 kg/(m3・d)，NO2-N与NH3-N去除率分别为100%和93%。在低浓度氨氮条件下，朱月琪利用厌氧折流板反应器(ABR)以厌氧污泥混合河涌底泥为接种源启动了厌氧氨氧化反应。系统连续运行4个月后出水趋于稳定,当NH3-N和NO2-N容积负荷分别为3.91 g/(m3・d)和3.21g/(m3・d)时,平均去除率分别为85.7%和98.8%。

城市污水具有低C/N，低有机物浓度的水质特点。王俊安以城市生活污水为研究对象,采用SBR反应器,通过在生物滤池上部水中进行曝气和处理水携氧内循环联合的方式，控制DO浓度，在常温下进行了同步亚硝化-厌氧氨氧化试验。在SBR探索试验中,发现NH3-N消耗速率为0.164-0.218 kg/(m3・ d),NO3-N产生速率为0.026-0.036 kg/(m3・d),TN脱除速率为0.124-0.194 kg/(m3・d),去除效率为65%-75%；在后续的改进试验中，通过提高温度、增设非曝气运行时段和增加厌氧氨氧化菌生物量，TN去除效率提高至77-88%。

4 结论与展望

目前厌氧氨氧化技术的研究还不够成熟，在生产实践中的应用仍存在局限性，尤其是我国在生物脱氮除磷技术的研究上起步晚，发展不迅速。但其实现了氨氮的最短途径转换，具有其它工艺无法比拟的高效、低耗、可持续等优点，因此加强该工艺在污水处理中的应用是日后的研究重点。今后仍需对在以下几个方面做进一步的研究：(1)厌氧氨氧化菌及相关菌种的培养和驯化；(2)探索厌氧氨氧化工艺的快速启动方法；(3)研究垃圾渗滤液、焦化废水等含有有毒物质的污水对厌氧氨氧化的影响，试图消除这些干扰因素的抑制；(4)基于厌氧氨氧化技术，探索能应用于生产实践的有效的耦合工艺。

参考文献：

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[2] 王俊安,李冬,田智勇,等.常温城市污水同步亚硝化-厌氧氨氧化研究[J].环境科学,2009,30(7):2001-2006.

篇10

关键词：高浓度；废水处理；难降解有机物；工艺技术；研究分析

Abstract: With the rapid development of China's socialist market economy, China's chemical industry and related industries are growing up, causing more industrial wastewater discharged from the industry and. This paper mainly discusses the processing technology of high concentration wastewater, especially introduces the hydrolysis, anaerobic treatment technology of high concentration in wastewater, iron carbon micro-electrolysis technology and ozone oxidation technology, and puts forward some problems in the process in the treatment of industrial wastewater, and finally explores the technology of wastewater treatment and future prospects.

Key words: high concentration; wastewater treatment; refractory organic compounds; technology; research and analysis

中图分类号：X703

引言

随着时代的进步和经济的发展，我国的食品加工、纺织、制药、造纸、炼焦及石油加工等行业的发展迅速，同时也导致了化工工业废水日益增多，增大了各大水系的缓解压力，直接影响人们的生活环境和身体健康，因此形成了我们对高浓度有机废水进行及时有效处理的必要性和迫切性。我们通常所说的高浓度废水指的是COD含量在2000mg/L以上的有机废水，其污染物成分复杂，尤其是COD、BOD、悬浮物的含量较高。高浓度有机废水水中污染物多是有害的有机物，会导致水质变坏、发黑发臭，最终对水体会造成严重的污染。其中所含的某些合成有机物难以进行生物降解，很容易在周围环境中积累，具有毒害生物的作用。人类作为食物链的最高层，身体健康同样受到了严重威胁，也是遭受毒害最深的生物。因此，为了免遭环境污染和对人体毒害，我们通过进行长期的试验研究和实践总结，寻找到了对于高浓度有机废水进行有效处理的工艺技术。

1废水处理的工艺技术

根据对废水中的污染物质进行降解的基本原理，我们可以将高浓度有机废水的处理办法分为两类：一是物理化学方法；另一种则是生物学方法。在实际的废水处理情况当中，我们通常使用的是水解、厌氧技术、铁碳微电解技术和臭氧强氧化技术来处理废水中的难降解、有害的有机物，达到了较为理想的处理效果。

1.1水解、厌氧技术

水解、厌氧技术是属于生物学方法的一种废水处理办法，它是运用兼性厌氧菌和专性厌氧菌这些生物来降解废水中的有机物。该生物法的工作原理是工业废水中的大分子有机物先被水解成为低分子易降解的化合物，再被转化成为甲烷和二氧化碳等物质。我们通常所使用的水解、厌氧生物处理反应器包括脉冲式水解反应器、厌氧折流板反应器（ABR）、升流式厌氧污泥床（UASB）、内循环厌氧反应器（IC）。

1.2铁碳微电解技术

铁碳微电解技术的电解材料一般是采用铸铁屑和活性炭或者焦炭，在材料浸泡于工业废水中时，纯铁作为原电池的阳极，碳化铁作为原电池的阴极，废水中会发生内部和外部两方面的电解反应，利用微电解进行废水处理的过程就是内部和外部双重电解的过程。电极反应所生成的产物具有很高的活性，能够跟废水中的难降解有机物发生氧化还原反应，其中包括很多难降解物质和有毒害物质都可以被有效降解；同时铁金属可以和废水中的重金属离子发生置换反应，经铁碳微电解处理后的废水中含有大量的铁离子，将废水调制中性以及曝气之后则产生絮凝状的氢氧化铁，从而有效的吸附废水中的悬浮物和重金属离子。所以这种铁碳微电解方法又可以成为内电解法、零价铁法、铁屑过滤法和铁碳法。铁碳微电解具有使用范围广、处理效果好、使用寿命长、成本低廉和操作维护方便的优点，尤其是对高盐度、高COD以及色度比较高的工艺废水能够达到较高的去除率。针对一般铁碳填料易钝化易板结的缺点，现已开发出针对不同高浓度废水的高效规整化铁碳微电解填料，在解决一般填料易钝化易板结难题的同时提高了处理效率，也降低了填料本身的损耗。

铁碳微电解技术原理：

铁碳微电解产物具有很髙的化学活性，在阳极，产生的新生态Fe2+；在阴极，产生的活性[H]，均能与废水中许多有机污染物发生氧化还原反应而改变其结构和特性，使大分子物质分解为小分子物质，使某些难生化降解的物质转变成易降解处理的物质，提髙废水的可生化性。

水中的重金属如六价铬和铁离子发生氧化还原反应：

3Fe+CrO2-+14H+-3Fe2++2Cr3++7H20

6Fe2++Cr2O72++14H+一6Fe3+ +2Cr3++7H2O（这段反应要说明什么？且反应式很多错处。可把这段删掉）

反应产生Fe2+，Fe2+易被空气中的O2氧化成Fe3+，生成具有强吸附能力的Fe（OH）3絮状物。反应式为：

Fe2+＋2OH－ Fe（OH）2

4Fe2+＋O2＋2H2O＋8OH－ 4Fe（OH）3（价态符号已作修改）

生成的Fe（OH）3是活性胶状絮凝剂，其吸附能力比普通的Fe（OH）3强得多，它可以把废水中的悬浮物及一些有色物质吸附共沉淀而除去。

1.3臭氧强氧化技术

臭氧是一种强氧化剂，不仅仅能够氧化废水中的无机物，还能氧化难以生物降解的大分子有机物。臭氧强氧化技术是一种处理工业废水的物理化学方法，其基本原理是：在高温和高压下把臭氧作为氧化剂，在催化剂的作用下可以将工业废水中的难降解有机物氧化成为二氧化碳和水。这种强氧化技术的氧化效率高、降解速度快，避免二次污染，还能够把毒性较大、一般的氧化方法和生化法难以降解的有机物迅速氧化分解。

臭氧能使氰络盐中的氰迅速分解（铁氰络盐除外）。其反应分为两步：臭氧首先将剧毒的CN-氧化为低毒的CNO-，然后再进一步氧化为CO2和N2。

含酚废水是一种最常见的产业废水，其与臭氧反应的速度很快。酚的降解速度与臭氧投量、接触时间及气泡大小有关，臭氧与酚类反应速度顺序是：间苯三酚>间苯二酚>邻苯二酚>苯酚，臭氧与酚的反应受pH影响很大，pH越高，反应速率越快，O3耗量越小。

2处理废水时出现的问题

通过上述对高浓度有机废水的处理工艺技术的介绍，我们可以有效的把工艺废水中的污染成分除掉，使水质达到国家相关的污水处理标准，但是还普遍存在着以下几个问题：

成本高。我们所采用的物理化学方法经常会使用特殊的化学试剂和反应所需要的特定条件，这些高额费用不是一般化工企业所能承受的。同样的，生物学方法对于预处理的实际要求较高，还会涉及到反应区的搅拌、污水回流和污泥处理等环节，常规工艺技术还会伴有供氧问题，这样就会造成厂家的总能耗较高。

流程长。在去除高浓度有机废水中的大分子有机物的过程中，往往会包含着预处理、一级处理、二级处理和深度处理等环节，这些步骤环环相扣、相互关联、衔接紧密，哪一步都不能出现漏洞，从而导致了废水处理的工艺复杂、流程较长等问题，也会给工作的运行维护和技术推广带来困难。

占地大。我们在进行废水处理时会需要一定的时间和空间区域，主要是给予化学试剂和污染物的紧密接触和充分反应，使微生物充分降解大分子有机物，这就造成了化工企业的污水处理系统平面布局较大，占地面积较广的问题。

3结束语

通过对高浓度有机废水的处理技术的了解，我们得知为了公司的长期发展，我们要向高效低耗的方向前进，加强对于废水处理技术的研究探索。我们首先应该持续开发经济实用的化学试剂和反应载体，合理有效的结合物理化学方法和生物学方法，充分发挥各个技术的职能；然后我们还要减少废水处理的技术成本，缩短工艺流程，合理设计厂区布局，减小占地面积，避免二次污染；最后还应该降低污水处理对人们人体健康和人身安全的威胁，在废水处理过程中节能降耗，降低污水处理中的安全隐患。

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