废水中磷的处理方法范文

导语：如何才能写好一篇废水中磷的处理方法，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。

篇1

关键字：有机磷废水 MAP 微电解

中图分类号： TE08 文献标识码： A

前言

目前国内有400多家农药生产厂家，生产200多种农药，年产量近30万t其中80%是有机磷农药[l]。有机磷农药在防治农业病虫害方面具有高效、经济、方便和广谱等优点，但长期大规模生产和使用，对环境特别是水体造成了严重污染，这己经成为严重的环境问题。

有机磷农药废水的处理方法大多用生物法，即以细菌或真菌为降解媒介，但由于这些废水具有浓度高、毒性高和含盐量高等特点，对微生物具有毒害作用，故直接使用生物法难以达标处理。现在还没有有效的有机磷农药废水预处理方法，国内普遍采用清水稀释数倍后再用生化法处理，稀释倍数有的高达20-40倍。这种方法不但加重了生化处理装置的负荷，浪费水资源，还同时增加了水费、排污费和处理费用。在此背景下，研究探索农药废水的预处理技术已成为一个迫切的研究课题[2-5]。

本文以安徽菱化实业股份有限公司有机磷农药废水为例，研究了两种不同工艺（碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺）对有机磷农药废水预处理的效果，为我国有机磷农药废水预处理工艺的选择提供依据。

2实验料与方法

2.1实验用废水

实验用废水为安徽菱化精细化工有限公司年产2万吨双甘膦、1万吨亚磷酸二甲酯项目的污水。

2.2实验方法

（1）碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺（MAP）实验流程图如图1所示。

废水

（经调pH）

出水

图1 碱性水解+MAP工艺小试装置流程图

（2） 微电解工艺试验流程如图2所示。

（经调pH）

出水

图2 微电解工艺小试装置流程图

2.2.1碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺

加碱水解：加氢氧化钠调pH至10；

加热反应：加热溶液至70℃；

MAP：按0.004mol/L（据研究效果最好）浓度加入MgCl2,搅拌均匀；

沉淀：沉淀两小时，出水。

2.2.2微电解工艺

(1)铁屑的预处理

用3.3%的硫酸进行酸活化，活化的时间根据铁屑表面覆盖诱层的厚度及反应过程中铁屑被腐蚀的程度而定，一般在30-60min。

（2）活性炭的预处理

将活性炭用待测废水浸泡24h，使之吸附饱和。然后洗净表面残留液，晾干，称重。

（3）微电解反应柱的填装

将预处理之后的铁屑与活性炭按照一定的比例（1：1）混合均匀后，放入微电解反应柱中。铁炭微电解反应柱采用一根直径为80mm，柱高为75Omm的PVC柱。

(4)微电解实验过程：废水在微电解塔中停留时间1小时，曝气量为0.20m3/L，每20min回流一次。

后处理：容器容积5L，用固体氧化钙调pH至8，停留2.5-3小时，使其充分反应，去上清液出水。

2.3 分析方法

实验各指标分析方法如表2。

表2 实验各指标分析方法

项目 分析方法 方法来源

pH 玻璃电极法 GB 6920－86

化学需氧量 重铬酸盐法 CB 11914－89

氨氮 纳氏试剂比色法 GB7479－87

总磷 钼酸铵分光光度法 GB11893－89

3结果与分析

3.1两种工艺对有机磷废水COD的去除效果

实验运行8天，两种工艺对有机磷废水中COD的去处效果比较，如图3所示：

图3 两种工艺对有机磷废水COD去除率的比较

从图3分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后出水COD平均去除率为44.90%。有机磷废水经微电解工艺预处理后COD平均去除率为63.67%。可见微电解工艺对有机磷废水中COD的去除效果比碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺好。

3.2两种工艺对有机磷废水总磷的去除效果

两种工艺对有机磷废水中总磷的去处效果比较，如图4所示：

图4两种工艺对有机磷废水总磷去除率的比较

从图4分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后总磷平均去除率为35.39%；有机磷废水经微电解工艺预处理后总磷平均去除率为52.06%。可见微电解工艺对有机磷废水中总磷的去除效果比碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺好。

3.3两种工艺对有机磷废水氨氮的去除效果分析

两种工艺对有机磷废水中氨氮的去除结果如图5所示：

图5两种工艺对有机磷废水氨氮去除率的比较

从图5分析可得，有机磷废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺预处理后出水氨氮平均去除率为59.67%；有机磷废水经微电解工艺预处理后出水氨氮平均去除率为17.31%。可见碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对有机磷废水中氨氮的去除效果微电解工艺比好。

从图3、4、5分析可知，废水经碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺处理后出水水质不是很稳定，原因可能是反应产物为絮状沉淀物，难以沉淀完全；微电解工艺处理废水时后一天出水水质比前一天差，原因可能是随着反应进行，填料会慢慢板结或堵塞，造成处理效果下降，故每两天清洗填料一次。

4 结论

本实验采用碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺对有机磷废水进行预处理，得到如下结论：

（1）微电解工艺对有机磷废水中的COD去除率较高，为63.67%，而碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对COD 的去除率较低，为44.90%。从去除COD的角度分析，建议选择微电解工艺。

（2）微电解工艺对有机磷废水中的总磷去除率较高，为52.06%，而碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对总磷的去除率较低，为35.39%。从去除总磷的角度分析，建议选择微电解工艺。

（3）碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对有机磷废水中的氨氮去除率较高，为59.67%，而微电解工艺对总磷的去除率较低，为17.31%。从去除氨氮的角度分析，建议选择碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺。

综上所述，碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺和微电解工艺对有机磷废水的预处理效果各有千秋。碱性水解+磷酸铵镁除磷脱氮工艺对氨氮的去除效果比较好；微电解工艺对COD及总磷的去除效果更好。本次实验所用废水中COD及总磷含量较高，故建议选择微电解工艺。

参考文献：

[1] 杨新萍，王世和．混凝法处理有机氯农药废水的研究[J]，环境科学与技术，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] 张焕祯，沈洪艳，李淑芳，等．铁屑还原-混凝法处理石油精制废碱液酸化废水试验研究[P]，南京东南大学:全国第四届水处理大会论文集，2002，4:100-105

篇2

[关键词]磷霉素钠；制药废水；电化学处理

中图分类号：U284.2 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2016）01-0362-01

某制药厂合成磷霉素钠的生产工艺相对比较复杂，同时原材料和生产过程中所引入的物质及反应中所产生的中间物质的种类也相对比较多，在对物质进行分离和提纯的过程中也会融入一些有机溶剂，这样一来也就使得生产的过程中会产生非常多的废水，水中所含杂质复杂性较高，因此废水当中的毒性较大，可生化性也不强，对其处理的过程中有物化法、生化法等，在这些方法当中，生化法处理的细菌很难大量的培养，同时处理的过程中也不会产生较大的负荷，可以有效的减少水中的有机物，对有机磷作用非常明显，这样也就降低了废水中的毒性，确保后续生化处理工艺得以顺利的操作。

1、试验

1.1装置

试验装置主要有直流电源、电极、反应器主体和磁力加热搅拌器构成，反应器内的溶剂为500ml，其工作的电流主要是直流稳压电源供给，阳极是10cmx6cm的肽网电极和涂层电极，使用磁力加热搅拌器完成液体搅拌流程，在调节PH值的过程中主要采用的试剂是浓硫酸，同时在这一过程中还要使用专业的PH测试计对其进行检测。

1.2 方法

取500mL磷霉素钠制药废水于反应器中，加入适量支持电解质（NaCl），并搅拌溶解，加入电极进行试验，分别改变反应温度、电解质浓度、溶液初始pH和电流等参数，定时取样，分析测定废水中CODCr，总磷（TP），磷酸盐（PO43--P）的含量，总磷与磷酸盐的质量差即为有机磷的含量，按式（1）计算不同时间内CODCr和有机磷的去除率（η）：

η=（1-CtC0）×100%（1）

其中，C0为废水中CODCr和有机磷初始浓度，mgL；Ct为t时刻废水中CODCr和有机磷浓度，mgL。

2、结果

2.1影响因素

2.1.1温度

磷霉素钠制药过程中所产生的废水是一种很难降解的水，如果在这一过程中只是采用电化学方法对其予以调整和处理，处理的效果是不尽人意的，在对其进行了一定的研究之后我们发现提高废水自身的温度可以使得电化学方法应用的效果更好，所以在试验的过程中首先我们要考虑到的一个因素就是温度因素。

在试验的过程中量取500ml的磷霉素钠废水，在电流为4.0A，氯化钠的浓度为0.2mol/L的时候将废水的PH值调节到7，电机的间距是0.5cm的情况下，通过磁力加热搅拌器对刚刚量取的废水进行加热处理，同时还要将废水的温度控制在50、55和80℃的时候对其进行试验，这样就可以得知反映温度对污染物处理的影响。

电化学法处理废水时，有机物的降解一般分为2个过程：1）大分子有机物被分解成小分子有机物；2）小分子有机物进一步被无机化，转变为CO2和其他无机物。反应温度升高，可降低各步反应的活化能，使得反应速率加快；同时温度升高，增加了溶液的电导率，在恒电流条件下，降低了极板两端电压，进而节约了能耗。电化学处理含氯离子废水，电化学原位生成活性氯是污染物降解的主要原因，但如果反应温度过高，活性氯的分解速率加快，反而造成污染物去除率降低；同时试验设备在高温下的腐蚀速率加剧。因此综合考虑，最终确定试验温度为80℃左右。

2.1.2电解质浓度

用量杯量取500毫升的磷霉素钠制药的废水，在电流为4A的时候对废水进行适当的调整，将其PH值调整到7.05，电极之间的距离为0.5厘米，将反应的温度控制在80℃，之后进行试验，试验的过程中要对电解质氯化钠的加入量对处理效果的影响进行详细的观察。

将电化学体系中引入的Cl-作为氧化剂的来源，当阳极电位大于其析出电位时，Cl-在阳极转化为Cl2，并进一步生成活性氯来氧化分解污染物。随着电解质NaCl浓度的增加，CODCr的去除率在90～180min内呈减缓趋势，这可能是由于过多的Cl-会影响CODCr的测定造成的。在30～150min内，有机磷去除率随着Cl-浓度的增大而增加；当处理180min后，在NaCl浓度为0.2和0.3mol/L条件下，电化学法对有机磷去除率相当，约为55%。由于NaCl投加量过大会使废水盐度升高，不利于后续处理，因而选定适宜的NaCl投加量为0.2mol/L。

2.1.3 初始pH

取500mL磷霉素钠废水，在电流为4.0A，反应温度为80℃，NaCl浓度为0.2molL，电极间距为0.5cm的试验条件下，对初始pH为10.62的废水，用浓硫酸调节废水pH，考察初始pH对处理效果的影响。

溶液的pH是影响电化学氧化法处理效果的一个重要因素。当废水初始pH为3.42时，对污染物的去除效果最佳，处理180min后，CODCr和有机磷的去除率分别达64.6%和62.7%。磷霉素钠废水中有机磷污染物均具有碱性的磷酸基基团，属于强Levis碱，电化学氧化作用可破坏磷霉素钠分子中的C―P键，无机态磷在酸性条件下以离子形式分布于水体中，可增大废水的导电性，有利于污染物的去除；而在碱性条件下，废水中的磷酸盐会在电极表面结垢，形成一层灰白色膜，降低传质效率和电流效率，影响污染物的去除效果。对于初始pH为3.42的废水，经过电化学处理后，出水pH为6.70左右，无需调节pH即可进入后续生化单元。综上所述，确定初始pH为3.42左右为宜。

2.1.4 电流

取500mL磷霉素钠废水，在反应温度为80℃，NaCl浓度为0.2molL，初始pH为3.42，电极间距为0.5cm的条件下，改变电流大小进行试验，考察不同电流大小对处理效果的影响。如图1所示。

由图1可知，CODCr和有机磷的去除率随着电流的增大而增加，当电流为4.0A时，在60min内，有机磷的去除率上升幅度较大，主要是因为电流较大，电极在单位时间内产生的活性氯数量多，对污染物的氧化速率较快。随着反应的进行，污染物去除速率的增加幅度逐渐趋于平缓。反应180min后，CODCr和有机磷浓度分别由12086mg/L和1375mg/L降低至4254mg/L和502mg/L，去除率达64.8%和63.5%。因此，选定适宜的电流为4.0A。

2.2可生化性的变化

为了更好的了解磷霉素钠制药废水在经过了电化学氧化处理之后的可生化效果，在最佳的实验条件下对电化学氧化过程中的磷霉素钠制药废水的可生化性进行了试验和研究。

3、结论

电化学氧化的方法在磷霉素钠制药废水处理的过程中，温度对化学反应的效果存在着非常显著的影响，处理的效果明显的得到了改善，如果将其和室温条件下的处理结果相比，高温下杂质的清除效果有了非常显著的改进。

参考文献：

[1]李淼，冯传平，胡伟武，张振亚，杉浦则夫.Ti/RuO2-Pt电极电化学降解苯酚废水研究[J].环境科学与技术.2008（08）

篇3

关键词：富营养化 有机废水 除磷 工艺随着工业生产的发展，人口的增加，水体氮磷的污染日益严重，工业废水和含农药、化肥的农田径流未经处理或经部分处理就排人江河、湖泊中，导致水体水质急剧恶化，全国大量水体水质下降。磷是引起水体富营养化的关键营养物质，要解决水体富营养化问题，废水除磷在控制水体富营养化方面有实际意义，因此从废水中除去磷，是解决水体富营养化的关键。

1化学法除磷主要工艺

化学沉淀法是一种应用较早和较广的除磷技术，其原理是投加的阳离子絮凝剂与污水中的PO3-；形成不溶性化合物，同时由于污水中的OH-的存在，最终产生氢氧化物絮体，通过固液分离的方法从污水中脱除，达到除磷的目的。化学沉淀法采用的化学试剂一般是铝盐、铁盐(包括亚铁盐石灰和铝铁聚合物(AVR)等。铁盐和铝盐投加所产生的化学沉淀物，必然导致处理系统的污泥体积和污泥总量的增加，Sehmidtke估测出投加铁盐或铝盐到污水二级生物处理厂，使出水磷浓度达到1mg/L，相应的污泥总量和体积分别增加26%和35%。如果要获得更低的出水磷浓度，沉淀过程将处在平衡区，并出现氢氧化铁或氢氧化铝的沉淀，污泥产生量将出现更明显的增加。对于污泥量的增加，有必要预先采取控制措施，如对某一处理单元或最终出水中的磷进行在线测定。实现对生物、化学除磷过程的自动调节，有效控制加药量以节省运行费用并提高除磷效果。

2膜技术除磷主要工艺

2.1 膜技术除磷的优势

与其它除磷方法相比，微生物法具有独特的优势。但微生物法也存在着3个自身无法解决的问题，即：活性污泥沉降性、生化反应速率和剩余污泥的处置费用。对此，水处理专家将膜分离技术引入废水的生物处理系统中，开发了一种新型的水处理系统，即膜生物反应器（MBR）。它是膜组件与生物反应器相组合的一个生化反应系统。膜技术应用于废水生物处理，以膜组件替代二沉池，提高了泥水分离率。在此基础上又通过增大曝气池中活性污泥的浓度来提高反应速率，同时通过降低F/M的值减少污泥发生量，从而基本解决了上述问题。此外，膜分离技术相对于生物法的最大优势是能回收纯净的磷盐，这是生物法所不擅长的。

2.2膜技术除磷的研究及应用

膜技术回收磷盐主要应用于特定的废水，可以回收有经济价值的纯净磷盐，如磷酸盐、次亚磷酸盐等。膜技术用于废水处理除磷主要是与生物法相组合，组成膜生物反应器。当今，膜生物反应器有许多种类，根据膜组件在膜生物反应器中所起的作用不同，可大致将膜生物反应器分为分离膜生物反应器、无泡曝气膜生物反应器和萃取膜生物反应器3种。分离膜生物反应器中的膜组件相当于传统生物处理系统中的二沉池。在此进行固液分离，截留的污泥回流至生物反应器，透过水外泄；无泡曝气膜生物反应器采用透气性膜，对生物反应器进行无泡供氧；萃取膜生物反应器是利用膜首先萃取工业废水中的优先污染活性污泥，并将活性污泥失效的有毒物质萃取掉，然后再对废水进行生化处理。

3生物除磷主要工艺

3.1A/O工艺

20世纪70年代中期，美国的Spector从控制活性污泥膨胀出发，研究开发了与Bardenpho脱氮工艺类似的A/O工艺，这是目前最为简单的一种生物除磷方法，原污水或初沉池出水与回流污泥在厌氧池中进行混合，这种工艺要求没有硝化反应。一般说来，当厌氧区和好氧区的水力停留时间分别为0.5～1h和1～3h时，便可获得较好的去除磷和去除有机物的效果。

3.2A2/O工艺

常见的A2/O工艺是在A/O工艺的基础上增设一个缺氧区，并使好氧区中的混合液回流至缺氧区，这样就使厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件及不同功能的微生物菌群能有机配合协作，具有除磷脱氮的双重功能。此工艺具有抗冲击负荷能力强、水力停留时间长、运行稳定的特点。当进水总磷约为10mg/L时，除磷率一般为85%～90%。

4废水除磷的其他方法

除了上述3种常用的除磷方法外，还有人工湿地除磷、土壤处理、物理吸附、喷雾干燥等处理生活污水和工业废水的方法。曾有人为了解土壤处理生活污水中营养盐的去除性能，设置了近似于毛细管浸透型、蒸发型和中间型的土壤处理净化设施，进行了3年多的实际调查。结果表明，氮磷的去除率分别为65%和100%，在通过土壤的各种水中都没有发现磷。

结论

污水除磷技术如今已得到相当快的发展。微生物学与生物化学的研究与进步，以及对除磷机理更深入的了解，将有助于生物除磷工艺的优化与控制。加强对生物除磷机理的研究，尤其是对聚磷菌的生物特性及其分离培育的研究无疑是生物除磷技术的主要发展方向之一。实际上，除了上面所介绍的生物悬浮生长处理工艺，像生物滤池、生物转盘等附着生长工艺也有较好的除磷效果。

参考文献：

篇4

（1．武汉软件工程职业学院，武汉 430205；2．南京农业大学，南京 210095）

摘要：以f／2培养基为对照，采用不同浓度海水养殖废水培养盐藻，研究其对废水的净化作用。结果表明，盐藻在海水养殖废水中能正常生长，利用海水养殖废水培养盐藻是可行的，采用不同体积分数的海水养殖废水处理盐藻，盐藻生长差异显著，生长情况好坏顺序为f／2、100％、10％、25％、50％、75％、90％、0%（纯海水），培养后废水水体中氨态氮基本上检测不到，10％海水养殖废水处理的硝酸盐和磷酸盐去除率均最低，相对较低体积分数的海水养殖废水处理对硝酸盐的去除率较高，而相对较高体积分数的海水养殖废水处理对磷酸盐的去除率较高。

关键词 ：盐藻；养殖废水；生长；净化

中图分类号：Q949．21＋2；X55 文献标识码：A 文章编号：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

基金项目：武汉市教育局重点教研项目（2011029）

作者简介：叶志娟（1980－），女，安徽安庆人，讲师，硕士，主要从事养殖废水处理研究，（电话）15337104301（电子信箱）zhijuanye＠163．com。

近年来，我国的海水养殖业飞速发展，迅速成为养殖产量世界第一的水产大国，养殖业的发展必然带来海水养殖废水的排放问题，但其排放标准尚未颁布，为减少养殖成本，养殖场大多未经处理或处理不到位而直接将废水排入海中。目前，国内外学者已经对海水养殖废水的处理方法进行了很多研究［1，2］，如采用常规的物理、化学和生化的废水处理方法［3］，也研究了综合养殖废水处理方法，即建立人工湿地生态系统法［4］，但尚没有成熟的处理技术能高效地去除海水养殖废水中的氮磷营养盐。在此基础上，研究利用海洋微藻净化海水养殖废水的可行性及其吸收营养盐的效果，可为净化海洋环境、促进水产养殖业健康良性循环提供理论依据及技术支撑。

1 材料与方法

1．1 藻种

盐藻（Dunaliella salina）藻种由南京农业大学海洋生物学实验室提供。

1．2 海水养殖废水水样

海水养殖废水取自某鱼类养殖场，海水取自近海海域。海水养殖废水和海水均经沉淀、膜过滤后使用，设计了海水养殖废水不同体积分数，分别为0％（纯海水）、10％、25％、50％、75％、90％和100％，以基本培养基f／2为对照。培养前海水养殖废水及海水的水样养分特性见表1。

1．3 培养条件

将对数生长期的盐藻藻液接种于300 mL的三角瓶中，以1∶10的比例接种，初始接种量为6．78×106 个／mL，在智能光照培养箱（ZPG－280型）中进行培养，设置培养温度为23 ℃，光照度为3 000 lx，每天定时摇动3次，每次摇动1 min。

1．4 盐藻细胞计数

在光学显微镜下以0．1 mL血球计数板直接计数盐藻细胞的数量，培养后采用722可见分光光度计每天定时测定样品的OD700 nm。

1．5 叶绿素含量的测定

取15 mL盐藻藻液，真空抽滤到硝酸纤维滤膜上，添加5 mL 90％的丙酮在黑暗低温中抽提，20 h后，4 000 r／min离心5 min，上清液在663 nm、645 nm波长下测定出OD663 nm、OD645 nm，采用公式法计算藻液中叶绿素的含量：叶绿素含量＝8．02×OD663 nm＋20．2×OD645 nm［5］。

1．6 培养中生理指标的测定

总氮采用过硫酸钾氧化－紫外分光光度法测定，氨态氮采用靛酚蓝分光光度法测定，硝态氮采用镉柱还原－盐酸萘乙二胺法测定，亚硝态氮采用盐酸萘乙二胺分光光度法测定，磷酸盐采用磷钼蓝分光光度法测定，溶解氧采用碘量法测定，化学需氧量采用碱性高锰酸钾氧化法测定，pH采用pH计测定，水样中的盐度采用盐度计直接测定［6］。

2 结果与分析

2．1 盐藻细胞数量与OD700 nm的关系及利用海水养殖废水培养盐藻的可行性分析

以f／2培养基培养盐藻，培养到一定时间分别取1、2、3、4、5、6、7、8、9、10 mL盐藻藻液于50 mL容量瓶中定容，以0．1 mL血球计数板分别计数，每个样品计数3次，取平均值，得出盐藻细胞数量，测定OD700 nm，图1表示的是盐藻细胞数与OD700 nm的关系。从图1可以看出， 盐藻细胞数与OD700 nm呈明显的正相关，r2为0．993 9，由此得出结论，在试验中可直接测定OD700 nm来表示盐藻细胞生长情况。

以f／2培养基、海水、海水养殖废水培养盐藻，图2表示的是盐藻在不同培养液中的生长情况，结果表明，盐藻在海水养殖废水中生长正常，与f／2相比，盐藻在海水养殖废水中的生长与之相当，表明利用海水养殖废水培养盐藻是可行的，接下来探讨不同体积分数海水养殖废水培养对盐藻生长的影响及对废水的净化作用。

2．2 不同体积分数海水养殖废水培养处理下盐藻的生长及对海水养殖废水的净化作用

2．2．1 不同体积分数海水养殖废水培养处理对盐藻生长的影响 不同体积分数海水养殖废水培养下盐藻的生长情况如图3。由图3可知， 盐藻在不同体积分数的海水养殖废水中均能生长，具体生长情况为f／2＞100％＞10％＞25％＞50％＞75％＞90％，均高于纯海水处理的生长速率，其中100％、10％、25％海水养殖废水处理之间生长速度无显著差异，但显著高于其他体积分数海水养殖废水处理，而75％、50％、90％海水养殖废水以及纯海水处理之间第3天开始一直呈显著差异。表明不同体积分数海水养殖废水促进了盐藻的生长，因此如果将其直接排放入海中将会导致盐藻的大量繁殖，造成水体严重污染。

2．2．2 不同体积分数养殖废水培养对盐藻叶绿素含量的影响 不同体积分数海水养殖废水处理对盐藻叶绿素含量的影响如图4。由图4可知，与对照f／2相比，100％海水养殖废水处理下盐藻叶绿素的累积量达到最高，50％、75％海水养殖废水处理下叶绿素积累较高。盐藻的叶绿素积累与细胞生长呈一定的相关性，说明叶绿素可以作为衡量盐藻生长的一个指标。海水培养的盐藻叶绿素含量最低，仅为0．290 mg／L，100％海水养殖废水处理叶绿素含量显著高于其他体积分数海水养殖废水处理，也显著高于f／2处理，除50％海水养殖废水处理外，90％、75％、25％、10％4个海水养殖废水处理之间盐藻叶绿素积累无明显差异，100％海水养殖废水处理的叶绿素含量是海水处理的18倍左右，表明了海水养殖废水的直接排放对海洋水质污染的巨大影响。

2．3 不同体积分数海水养殖废水培养盐藻过程中水质的动态变化

2．3．1 pH动态变化 海水养殖废水培养盐藻过程中水体pH变化情况如图5。由图5可知，不同体积分数海水养殖废水处理水样的pH均随着培养时间的延长先增加或稳定而后降低，培养至第九天时各处理的pH趋于一致，维持在8．5左右。除对照f／2处理的pH一直处于最高的水平外，其他处理的pH均随着海水养殖废水水样体积分数的增加而增加，即100％＞90％＞75％＞50％＞25％＞10％，并且各处理海水养殖废水处理的水样pH均高于纯海水处理。海水养殖废水培养盐藻过程中pH大致呈现先稍增加后降低最后趋于稳定的趋势，生长初期，低体积分数海水养殖废水处理pH较低，高体积分数海水养殖废水处理较高，而随着盐藻的生长，pH最终趋于稳定，说明初始pH并不是影响盐藻生长的主要因子，它可以通过自身的调节机制使最终pH趋于稳定，说明了盐藻可以通过自身的生理调节机制来调节其生长。

2．3．2 溶解氧（DO）的动态变化 盐藻培养过程中水体中溶解氧变化同pH变化趋势一致，同其生长也有一定的相关性（图6），低体积分数海水养殖废水处理下DO较高，培养到第九天时，各处理水样的DO趋于一致，大致呈现出先增加后减小最终趋于一致的趋势，在盐藻生长后期，各处理组DO均趋于一致，可能原因是盐藻的生长阶段已经到了消长平衡期，因此溶解氧呈现趋于稳定的状态。

2．3．3 化学需氧量（COD）的动态变化 盐藻培养过程中COD代谢缓慢（图7），开始时f／2处理较低，体积分数90％的海水养殖废水处理含量较高，培养到第九天，100％、90％和f／2的COD含量维持在一个较高的水平，而低体积分数的海水养殖废水处理则相对较低，特别是海水处理的样品，在整个过程中均处于较低水平，总体代谢缓慢。各体积分数海水养殖废水处理水样COD变化大致呈现先增加后减小的趋势，在一定的程度上可以说明盐藻不易吸收废水中的有机成分。

2．3．4 盐藻培养处理后水体中氮、磷的含量及形态

盐藻培养后培养液经0．45 μm滤膜抽滤后得培养后水样。

培养后水体中的氨态氮基本上检测不到，说明盐藻已经充分利用了废水中氨态氮。这与在水体中同时存在硝态氮和氨态氮时氨态氮被优先吸收有重要的关系，同时，氨态氮也抑制了盐藻细胞对硝态氮的吸收利用。

盐藻培养后硝酸盐和磷酸盐的利用情况见图8。由图8可知，海水处理时N、P养分的利用率均达到100％，10％海水养殖废水处理时硝酸盐和磷酸盐的去除率均最低，低体积分数的海水养殖废水处理时硝酸盐的去除率较高，而高体积分数的海水养殖废水处理时磷酸盐的去除率较高。25％、50％、75％及f／2处理下硝态氮的去除率均达到100％，0％海水养殖废水处理下硝态氮和磷酸盐的去除率也达到100％，对于磷酸盐来说，随着海水养殖废水体积分数的增加，各处理去除率呈现增加的趋势。

3 结论

1）研究结果表明，盐藻在不同体积分数的海水养殖废水中均能生长，生长情况与对照f／2培养基处理相当，说明利用海水养殖废水培养盐藻是可行的。f／2处理及海水养殖废水处理盐藻的生长情况、积累的叶绿素含量均高于纯海水处理；培养过程中水体的pH和DO均为先增加后减小最终趋于稳定，COD没有太大的变化；氨态氮的去除率均达到了100％，硝酸盐、磷酸盐的去除率均为海水处理的达最大，为100％。

2）从培养前各培养液的养分情况看，f／2中的磷含量比较高，而硝态氮和氨态氮低于100％海水养殖废水，而盐藻以f／2处理生长速度较快，说明了盐藻在生长过程中磷制约作用大于氮，这与国内外报道的藻类生长受磷限制基本一致。

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篇5

关键词：治理方法 除氟机理 化学沉淀 絮凝沉淀 含氟水

氟是人体必需的微量元素之一，饮用水适宜的氟质量浓度为0.5～1 mg／L。当饮用水中氟含量不足时，易患龋齿病；但若长期饮用氟质量浓度高于1 mg/L的水，则会引起氟斑牙病［1］；长期饮用氟质量浓度为3～6 mg/L的水会引起氟骨病［2］。我国含氟地下水分布广泛，尤其是在西北干旱地区，约有7000万人饮用含氟量超标的水，导致不同程度的氟中毒。工业上，含氟矿石开采、金属冶炼、铝加工、焦炭、玻璃、电子、电镀、化肥、农药等行业排放的废水中常含有高浓度的氟化物，造成环境污染。

对于这些含氟废水，目前国内大多数生产厂尚无完善的处理没施，所排放的废水中氟含量指标尚未达到国家排放标准，严重污染着人类赖以生存的环境。按照国家工业废水排放标准，氟离子浓度应小于10 mg/L；对于饮用水，氟离子浓度要求在1 mg／L以下［3］。含氟废水的处理方法有多种，国内外常用的方法大致分为两类，即沉淀法和吸附法。除这两类工艺外，还有冷冻法、离子交换树脂除氟法［4］、活性炭除氟法、超滤除氟法、电渗析［5］，至今很少推广应用于除氟工艺，主要是因为成本高、除氟率低。本文对近年来国内外含氟水化学沉淀、絮凝沉淀、吸附三种处理工艺的研究现状及工程应用进行综述。

1　化学沉淀法

对于高浓度含氟工业废水，一般采用钙盐沉淀法，即向废水中投加石灰，使氟离子与钙离子生成CaF2沉淀而除去。该工艺具有方法简单、处理方便、费用低等优点，但存在处理后出水很难达标、泥渣沉降缓慢且脱水困难等缺点。

氟化钙在18 ℃时于水中的溶解度为16.3 mg/L，按氟离子计为7.9 mg／L，在此溶解度的氟化钙会形成沉淀物。氟的残留量为10～20 mg/L时形成沉淀物的速度会减慢。当水中含有一定数量的盐类，如氯化钠、硫酸钠、氯化铵时，将会增大氟化钙的溶解度。因此用石灰处理后的废水中氟含量一般不会低于20～30 mg／L［6］。石灰的价格便宜，但溶解度低，只能以乳状液投加，由于生产的CaF2沉淀包裹在Ca(OH)2颗粒的表面，使之不能被充分利用，因而用量大。投加石灰乳时，即使其用量使废水pH达到12，也只能使废水中氟离子浓度下降到15 mg/L左右，且水中悬浮物含量很高［7］。当水中含有氯化钙、硫酸钙等可溶性的钙盐时，由于同离子效应而降低氟化钙的溶解度。含氟废水中加入石灰与氯化钙的混合物，经中和澄清和过滤后，pH为7～8时，废水中的总氟含量可降到10 mg／L左右。为使生成的沉淀物快速聚凝沉淀，可在废水中单独或并用添加常用的无机盐混凝剂(如三氯化铁)或高分子混凝剂(如聚丙烯酰胺)。为不破坏这种已形成的絮凝物，搅拌操作宜缓慢进行，生成的沉淀物可用静止分离法进行固液分离。在任何pH下［8］，氟离子的浓度随钙离子浓度的增大而减小。在钙离子过剩量小于40 mg／L时，氟离子浓度随钙离子浓度的增大而迅速降低，而钙离子浓度大于100 mg／L时氟离子浓度随钙离子浓度变化缓慢。因此，在用石灰沉淀法处理含氟废水时不能用单纯提高石灰过剩量的方法来提高除氟效果，而应在除氟效率与经济性二者之间进行协调考虑，使之既有较好的除氟效果又尽可能少地投加石灰。这也有利于减少处理后排放的污泥量。

由于氟化物不是废水中唯一要被除去的污染物，因此要根据实际情况选择合适的处理方法。例如含氟废水中溶有碳酸钠、重碳酸钠时，直接投加石灰或氯化钙，除氟效果会降低。这是因为废水中存在着一定量的强电解质，产生盐效应，增加了氟化钙的溶解度，降低除氟效果。其有效的处理方法是先用无机酸将废水pH调到6～8之间，再与氯化钙等反应就可有效地除去氟离子。若废水中含有磷酸根离子，则先用石灰处理至pH大于7，再将沉淀物分离出来。对于成分复杂的含氟废水，可用加酸反调pH法［9］，即首先在废水中加入过量的石灰，使pH＝11，当钙离子不足时补加氯化钙，搅拌20 min，然后加盐酸使废水pH反调到 7.5～8，搅拌20 min，加入絮凝剂，搅拌后放置30 min，然后底部排泥，上清液排放。

近年来有些研究者提出在投加钙盐的基础上联合使用镁盐、铝盐、磷酸盐等工艺，处理效果比单纯加钙盐效果好。如阎秀芝［10］提出氯化钙与磷酸盐除氟法，其工艺过程是：先在废水中加入氯化钙，调pH至9.8～11.8，反应0.5 h，然后加入磷酸盐，再调pH为6.3～7.3，反应4～5 h，最后静止澄清4～5 h，出水氟质量浓度为5 mg/L左右。钙盐、磷酸盐、氟三者的摩尔比大约为(15～20)∶2∶1。文献中［11］报道了一种用氯化钙和三氯化铝联合处理含氟水的方法，其工艺过程是：先在废水中投加氯化钙，搅溶后再加入三氯化铝，混合均匀，然后用氢氧化钠调pH至7～8。沉降15 min后砂滤，出水氟离子浓度为4 mg/L。氯化钙、三氯化铝和氟的摩尔比为(0.8～1)∶(2～2.5)∶1。钙盐联合使用镁盐、铝盐、磷酸盐后，除氟效果增加［12］，残氟浓度降低，主要是因为形成了新的更难溶的含氟化合物，剩余污泥和运行费用仅为原来的1/10。如钙盐与磷酸盐合用时，会生成Ca5(PO4)3F沉淀［10］；氯化钙与三氯化铝合用时形成有钙、铝、氟组成的络合物沉淀，其具体组成和结构尚待进一步研究［12］。

2　絮凝沉淀法

氟离子废水的絮凝沉淀法常用的絮凝剂为铝盐。铝盐投加到水中后，利用Al3+与F- 的络合以及铝盐水解中间产物和最后生成的Al(OH)3(am)矾花对氟离子的配体交换、物理吸附、卷扫作用去除水中的氟离子。与钙盐沉淀法相比，铝盐絮凝沉淀法具有药剂投加量少、处理量大、一次处理后可达国家排放标准的优点。硫酸铝、聚合铝等铝盐对氟离子都具有较好的混凝去除效果。使用铝盐时，混凝最佳pH为6.4～7.2［23～14］，但投加量大，根据不同情况每 m3水需投加150～1000 g，这会使出水中含有一定量的对人体健康有害的溶解铝。使用聚铝后，投加量可减少一半左右，絮凝沉淀的pH范围扩大到5～8 。聚铝的除氟效果与聚铝本身的性质有关，碱化度为75%的聚铝除氟最佳，投加量以水中F与 Al的摩尔比为0.7左右时最佳［15］。铝盐絮凝沉淀法也存在着明显的缺点，即使用范围小，若含氟量大，混凝剂使用量多，处理费用较大，产生污泥量多；氟离子去除效果受搅拌条件、沉降时间等操作因素及水中SO42-，Cl-等阴离子的影响较大，出水水质不够稳定，这与目前对混凝除氟机理认识还很不够有关，研究絮凝除氟机理具有明显的现实意义。

铝盐絮凝去除氟离子机理比较复杂，主要有吸附、离子交换、络合沉降三种作用机理。

(1)吸附。铝盐絮凝沉淀除氟过程为静电吸附，最直接的证据是AC或PAC含氟絮体由于吸附了带电荷的氟离子，正电荷被部分中和，相同pH条件下ζ电位要比其本身絮体要低。另一证据是当水中SO42-，Cl-等阴离子的浓度较高时，由于存在竞争，会使絮凝过程中形成的Al(OH)3(am)矾花对氟离子的吸附容量显著减少。

铝盐絮凝除氟过程中生成的具有很大表面积的无定性的Al(OH)3(am)絮体，对氟离子产生氢键吸附。氟离子半径小，电负性强，这一吸附方式很容易发生，这已在铝盐除氟絮体红外光谱中得到证实［16］。不管是化学吸附还是物理上的静电吸附，只要是离子吸附方式，就会使铝盐水解阳离子所带的正电荷降低，从而使絮体的ζ电位值下降。AC和 PAC含氟絮体的ζ电位都比本身絮体的ζ电位低，说明铝盐除氟过程中离子吸附是一重要的作用方式。

XPS试验表明［17］，絮体Al(OH)3(am)对NaF和HF的吸附为分子吸附。这两种吸附的具体方式尚有待于进一步研究，最有可能的是氟离子先以氢键或静电作用方式吸附到絮体上，然后钠离子和氢离子作为电荷平衡离子吸附到上面而构成分子吸附。

(2)离子交换。氟离子与氢氧根的半径及电荷都相近，铝盐絮凝除氟过程中，投加到水中的 Al13O4(OH)147+等聚羟阳离子及其水解后形成的无定性Al(OH)3(am)沉淀，其中的OH-与F-发生交换，这一交换过程是在等电荷条件下进行的，交换后絮体所带电荷不变，絮体的ζ电位也不会因此升高或降低，但这一过程中释放出的OH-，会使体系的pH升高，说明离子交换也是铝盐除氟的一个重要的作用方式［18］。

(3)络合沉淀。F-能与Al3+等形成从AlF2+，AlF2+，AlF3到 AlF63-共6种络合物，溶液化学平衡的计算表明，在F-浓度为1×10-4～1×10-2 mol/L的铝盐混凝除氟体系中，pH为5～6的情况下，主要以AlF2+， AlF3，AlF4- 和AlF52-等形态存在，这些铝氟络合离子在絮凝过程中会形成铝氟络合物 (AlFx(OH)(3-x)和Na(x-3)AlFx)或夹杂在新形成的 Al(OH)3(am)絮体中沉降下来，絮体的IR和XPS谱图最终观察到的铝氟络离子AlFx(3-x)+一部分是络合沉降作用的结果，另一部分则可能是离子交换的产物［19］。

转贴于 3　吸附方式

用于除氟的常用吸附剂主要有活性氧化铝、斜发沸石、活性氧化镁，近年来还报道了氟吸附容量较高的羟基磷灰石、氧化锆等。利用这些吸附剂可将氟浓度为10 mg/L的废水处理到1 mg/L以下，达到饮用水的标准。这些吸附剂的基本情况总结于表1。表1列出的为原水氟质量浓度为10 mg/L左右和最佳运行条件下的常用氟吸附剂吸附容量变化范围。

表1　常用氟吸附剂的吸附容量变化范围 吸附剂种类 吸附容量(mg/g) 最佳吸附pH 斜发沸石［20］ 0.06～0.3 7.3～7.9 活性氧化铝［21～22］ 0.8～2.0 4.5～6 活性氧化镁［23］ 6～14 6～7 粉煤灰［24］ 0.01～0.03 3～5 羟基磷酸钙［25］ 2～3.5 6～7 氧化锆树脂［26］ 30 3.5～7

吸附法一般将吸附剂装入填充柱，采用动态吸附方式进行，操作简便，除氟效果稳定，但存在如下缺点：

(1)吸附容量低。由表1可见，常用的吸附剂如斜发沸石和活性氧化铝吸附容量都不大，在0.06～2 mg/g之间。新近报道的羟基磷酸钙的氟吸附量可达3.5 mg/g，活性氧化镁的氟吸附为6～14 mg/g，但使用过程中易流失。以稀土氧化锆为主制成的氟吸附剂的吸附量可高达30 mg/g。这些新型的吸附剂虽价格比较贵，但处理后，吸附容量下降缓慢，可反复使用，是一个发展方向。粉煤灰中含有活性氧化铝，也可用于处理含氟废水，可直接往废水中投加，以废治废，成本低廉，缺点是氟吸附量小，投加量大，通常需投加40～100 mg/L才能使出水氟含量达到排放标准［24］。

(2)处理水量小。当水中氟离子浓度为5 mg/L时，每kg吸附剂一般只能处理10～1000 L 水，且吸附时间一般在0.5 h以上。吸附法只适用于处理水量较小的场合，如饮用水处理。

活性氧化铝是氢氧化铝在一定的温度(400～600℃)下焙烧而成的一种r型氧化铝，与氟离子的交换反应如下：

Al2O3·Al2(SO4)3·nH2O+6F-

Al2O3·2AlF3·nH2O+3SO42-

若原水中氟浓度过高，活性氧化铝吸附处理效果急剧下降；若水中含有磷酸根和硫酸根时，影响脱氟效果。活性氧化铝吸附容量随pH的升高而降低，脱氟效果较好的pH为5～6.5［25］；使用粒径一般采用0.3～0.6 mm为宜。使用后的活性氧化铝常用硫酸铝或氢氧化钠和硫酸再生。

对活性氧化铝除氟机理研究较多，但存在着不同的看法。主要观点有二：一种认为活性氧化铝除氟是吸附过程；另一种则认为活性氧化铝除氟是水中氟离子与除氟剂中的阴离子的交换过程。刘裴文等人［27］提出了吸附交换的过程，X光光电子能谱解析表明，初次用于水处理的活性氧化铝(包括再生后表面组成与其相同者)除氟本质上是分子吸附。化学分析表明，用硫酸铝再生的活性氧化铝除氟是吸附交换。

4　小结及讨论

(1)利用化学沉淀法可以处理高浓度的含氟废水，氟离子初始浓度为1000～3000mg/L 时，石灰法处理后的最终浓度可达20～30 mg／L，该法操作简便，处理费用低。但由于泥渣沉降速度慢，需要添加氯化钙或其它絮凝剂，使沉淀加速。设法提高钙离子浓度及保持高的 pH而使氟化钙沉降是降低氟离子浓度的主要途径。另外，联合使用磷酸盐、镁盐、铝盐等，比单纯用钙盐除氟效果好。

(2)絮凝沉淀法对高浓度含氟水除氟效果差，处理后水中硫酸根浓度偏高。

(3)吸附法适用于水量较小的饮用水深度处理，吸附剂大多起阴离子交换作用，因此除氟效果十分明显，但都要加特殊的处理剂和设置特定设备，处理费用往往高于沉淀法，且操作复杂。使用羟基磷灰石活性氧化镁稀土金属氧化物等新型吸附剂可提高处理效果。

(4)对于高浓度的含氟废水往往需进行两步处理，先用石灰进行沉淀，使氟含量降低到20 ～30 mg／L，继而用吸附剂处理使氟含量降到10 mg/L以下。

(5)鉴于含氟废水在种类、数量、氟含量及其它的污染物等方面差异甚大，因此在选择处理方法时，要根据实际，因地制宜。尤其注重以废治废的综合治理。

(6)含氟水处理过程中，各种除氟机理有可能同时发生。开展除氟机理的研究工作，有助于现有除氟工艺的改善和除氟新方法的开发。

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26 李永明，李凤兰.新型氟离子吸附剂的研究.工业水处理技术，1997，17(6)：11～12

篇6

关键词：餐饮废水；可再生绿色能源；微生物燃料电池

随着我国第三产业的发展，餐饮业作为龙头产业正在逐年加速发展，随之排放的餐饮废水也在逐年递增［1-2］。据国内几大城市对餐饮业排放污水污染指标检测的结果显示：BOD为300～400mg/L，SS为300～400mg/L，COD为1～4mg/L，油脂在150mg/L以上［3］。此类废水中成分复杂，悬浮物较多，既有较高浓度的动植物油，也有含量很高的有机物，未经处理直接排放到市政管网将引起较大的经济损失和危害人体健康。近年，由于大量有机能源浪费和全球可再生绿色能源危机的发生，合理利用可再生能源成为重要的发展趋势，餐饮废水中含有大量的有机物，将其预处理后与新兴的微生物燃料电池结合，不仅可以去除餐饮废水中的有机物，还可以产生电能。

1餐饮废水的特点

（1）餐饮废水中含脂肪类及动植物油居多，漂浮于水面的油，影响空气和水界面的氧交换，分散于水中的油可被微生物氧化分解，故油类不仅降低复氧速率，而且消耗水中的溶解氧，使水质恶化。若要利用废水中的有机物需对其进行预处理，使其不影响后续装置的运行。（2）餐饮废水的排放时间较集中，且流量变化较大。（3）餐饮营业场所较分散，且大多布置紧凑，空间狭小，可利用空间有限。（4）国内已研制出处理餐饮废水的一体化设备，可因处理能力有限，且一次性投资较大，许多餐饮店一般都不采用。

2餐饮废水的处理技术

根据餐饮废水的组成及污染物的性质，其主要处理任务是去除高浓度的动植物油、有机物及大量的悬浮物质。目前，我国对于餐饮废水处理的主要技术方法有混凝法、电化学法及生物处理法等。其中生物处理法又包括SBR法、厌氧-好氧联合工艺法、膜生物反应器法等。2.1SBR法SBR是序批式活性污泥处理系统的简称，是一种使用间歇曝气方式的活性污泥污水处理技术。蒙温婉等［4］选用SBR工艺，考察曝气时间、污泥沉降比及溶解氧对处理效果的影响，从而确定出该工艺的最佳运行条件。SBR法运行效果稳定，有较强的耐冲击能力，工艺简单，处理时间短、处理效果好，具有较好的脱氮除磷效果且维护管理方便，可以实现自动控制。SBR法对于流量时变化系数大和流量变化较大的餐饮废水来说是一种较好的选择。餐饮废水经SBR法处理后，出水水质一般能达到《污水综合排放标准（GB8978-1996）》二级排放标准。SBR法的不足之处是不能连续进水和出水，且单池造价相对较高。2.2厌氧-好氧联合工艺法对于COD含量常常大于1000mg/L的餐饮废水，可以考虑用厌氧-好氧联合工艺来处理，废水常见的工艺有：巴颠甫脱氮除磷工艺、水解酸化-缺氧-好氧联合工艺、厌氧-缺氧-好氧联合工艺等。这些工艺通常是先进行厌氧处理，去除废水中大部分溶解性有机物，并将大分子物质转化成小分子物质，再用好氧装置进行进一步降解，去除残余的含碳有机物质。赵锦辉等［5］采用厌氧—好氧填料床联合工艺处理餐饮废水中有机物、悬浮物、氨氮、磷素，当水力停留时间（HRT）为8h，即厌氧4h和好氧4h，进水流量为260L/d，工艺对CODCr的去除率可达到90%以上，其中出水CODCr、氨氮、S、磷酸盐指标均达到国家一级排放标。2.3膜生物反应器法膜生物反应器法是指把生物反应与膜分离相结合，利用膜作为分离介质代替常规重力沉淀固液分离获得出水，并能改变反应进程和提高反应效率的污水处理方法。此法是现代膜分离技术与生物技术有机结合的新型废水处理技术，膜分离技术大大提高了生物反应器的处理效率。MBR工艺的不利之处在于膜价格高，系统投资较大，膜易污染等。尹艳华等［6］在实验室内研究了膜生物反应器处理餐饮废水。此试验在长达近3个月的运行时间内，膜生物反应器法对餐饮废水处理效果较好，且运行稳定，出水不仅能达到《污水综合排放标准（GB8978-96》的一级标准，而且还可达到中水回用水质标准。

3微生物燃料电池处理餐饮废水

微生物燃料电池（MFC）是近年来新兴的一种产电和水处理结合的方法，其原理是利用微生物代谢活动将储存在有机物中的化学能直接转化为电能，产电的同时也能达到去除污废水中的有机物、净化水质的效果。微生物燃料电池利用污废水中的有机物，在处理污废水的同时产生电能，而且产电的整个过程不会产生任何污染环境的有害气体和液体，被看作是一种高效益、低能耗、清洁环保的新型废水处理工艺［7-9］。微生物燃料电池简单易操作，成本较其他产电装置低，其燃料的来源较广泛。樊立萍和苗晓慧［10］在研究不同电解液及污水稀释比条件下，双室MFC处理食堂餐饮废水的污水处理效果和产电性能，得到较好的适合MFC废水处理与同步产电的运行环境。当浓度为0.4mol/L的NaCl作为阴极电解液且在污水稀释比为2∶1的条件下，微生物燃料电池系统的产电量最大，稳态电流密度为8.8mA/m2。此时得到污水处理效果比较理想，且COD去除率为33.3%。

4结语

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关键词：给水厂污泥；磷；吸附；废水处理

中图分类号：X705文献标识码：A文章编号：16749944（2013）02012903

1引言

磷是使水体富营养化的主要控制因子，有效去除磷，已成为防治水体富营养化的主要途径＼[1，2＼]。吸附法除磷可有效去除水中的磷，但由于常规吸附剂价格昂贵，处理成本高，所以对廉价、高效的吸附剂的开发已成为一个研究热点＼[3～5＼]。

给水厂污泥主要由悬浮物、胶体物质、有机物、微生物以及生产过程中加入的混凝药剂等组成，是一种多孔、大比表面的固体物质，可以用作吸附剂。本文对给水厂污泥吸附水中磷的性能进行了研究，探讨含磷废水低成本处理方法。

2材料与方法

2.1实验材料

给水厂污泥：取自西安市南郊水厂，于100 ℃ 烘干48 h，研碎后用筛子筛分，得到粒径为60目的粉末。

实验配水：由于典型的生活污水中总磷含量在3～15mg/L （以磷计） ，且在废水除磷过程中， 主要关注正磷酸盐的去除＼[6＼]。因此实验用水采用人工配制的正磷酸盐溶液，浓度为10.0mg/L （以磷计）。

2.2实验仪器

SHA-B恒温振荡器，VIS-7220分光光度计，AB104-N分析天平，202A-1型恒温干燥箱。

2.3实验方法

2.3.1吸附动力学

移取6份50mL，10mg/L的正磷酸盐溶液于6个250mL锥形瓶中，分别称取3g给水厂干污泥依次加入锥形瓶中，pH值为6，于25℃的恒温振荡器中振荡，依次在不同的时间取出锥形瓶，过滤，采用磷钼蓝分光光度法测定磷含量。按式（1）和（2）计算去除率和吸附量。

去除率：R=（1-C/C0）×100%（1）

吸附量：q=C0-C1213m×v12131000（2）

式中 C0、C分别为吸附前后磷的浓度，mg/L；v为原水体积，mL；m为给水厂干污泥用量，g。

2.3.2吸附等温线

分别将3g干污泥投入50 mL浓度为1～25 mg/L含磷溶液中，在25℃、30℃、40℃时振荡30min后过滤，取滤液，测定磷浓度。

3结果与讨论

3.1吸附动力学

给水厂污泥吸附磷的吸附量随时间的变化见图1。

已经达到吸附饱和，此时去除率达93.35%，饱和吸附量为0.154mg/g。

采用Lagergren一级吸附速率方程和二级吸附速率方程对吸附过程进行拟合。拟合参数如表1所示。拟合公式如下。

Lagergren一级吸附速率方程的直线形式为：

log10（qe-qt）=log10qe-k112132.303t（3）

式中qt为t时刻的吸附量，mg/g；k1为一级吸附速率常数，min-1；qe为平衡吸附量，mg/g。

Lagergren二级动力学模型的直线形式为：

t1213qt=11213k2q2e+11213qet（4）

2013年2月绿色科技第2期

程爱华，等：给水厂污泥吸附磷的动力学和热力学研究环境与安全

式中k2为二级吸附速率常数，g·mg-1·min-1。

表1给水厂污泥吸附磷的动力学拟合参数

速率方程1213吸附速率常数1213相关系数R2一级动力学模型12135.628min-112130.373二级动力学模型121311.912×10-3g·mg-1·min-112130.999

通过对比发现给水厂污泥对磷的吸附动力学符合Lagergren二级吸附动力学模型。其相关系数R2大于0.99，说明给水厂污泥对磷的吸附主要是以化学吸附为主。

3.2吸附等温线

不同温度下的吸附等温线见图2。

3.3吸附热力学

通过以下方程计算给水厂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为热力学常数，8.314 J·K-1·mol-1；T为绝对温度，KF为Freundlich方程中的常数。

给水厂干污泥对含磷废水的吸附热力学参数见表3。

4结语

给水厂污泥可吸附水中磷，吸附量可达0.154mg/g。吸附过程可用二级吸附动力学方程来描述，符合Freundlich等温吸附模型，说明给水厂污泥吸附磷主要是以化学吸附为主。通过热力学函数的估算，得到：ΔH为-83.34kJ·mol-1，说明该吸附是放热过程；ΔG、ΔS均为负值，表明该吸附过程是自发进行的，吸附过程发生以后，整个体系的混乱度变小了。

参考文献：

[1]王凯军，贾立帮. 城市污水生物处理新技术开发与应用＼[M＼].北京：化学工业出版社，2001.

[2]王桂芹. 水体富营养化的原因、危害及防止对策＼[J＼]. 吉林农业大学学报：自然科学版，2000，22（专辑）：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]赵桂瑜，周琪. 沸石吸附去除污水中磷的研究＼[J＼]. 水处理技术， 2007， 33 （2） ： 34～37.

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关键词：矸石基吸附剂 废水处理 环保

1、引言

目前全世界每年排入环境中的工业废水和生活污水达6000～7000亿吨。废水的主要有害物质有酚、汞、镉、铬、锌和有机物等[1]。矸石基吸附剂由于比表面积大、吸附性能高、离子交换性良好，功能与活性炭相当，甚至更好，而其制备原料价格低廉，工艺简单，经过开发利用，在废水处理方面可以作为活性炭替代品，近年来它在环境保护和污染防治方面的应用得到了广泛的研究，特别是在工业污水处理、生活用水净化和硬水处理等方面已取得了一定的进展。矸石基吸附剂在废水处理中的应用一直是国内外学者的研究重点。如矸石基吸附剂或活化后的矸石基吸附剂去除废水中的Pb2+、Cr3+、Cd2+等重金属离子，磷酸盐、N-NH4+、有机污染物，吸附去除SO2、NOX等气体，海水淡化以及对废水脱色除臭等方面都有应用。经表面活性剂活化的有机矸石基吸附剂对无机污染物CrO42-、SO42-、SeO42-等和有机污染物如聚氯乙烯、苯系列都具有很高的去除率。矸石基吸附剂具有良好的离子交换性能，而且其交换出的钾、钙、钠等都是相对来说比较无害的离子，因此矸石基吸附剂可作为废水处理的理想材料。

2、矸石基吸附剂在废水处理中的应用

2.1去除废水中的重金属离子

镉、汞、铅、锌等重金属离子是造成环境污染、对人体极为有害的物质，消除方法有活性炭吸附法、溶剂萃取法和离子交换法等。实验表明，用矸石基吸附剂特别是用NaOH、HCl和NaCl处理过的矸石基吸附剂处理上述重金属离子效果较好，被矸石基吸附剂吸附交换的重金属离子，还可浓缩回收，矸石基吸附剂经处理也可再生使用。矸石基吸附剂经改性处理后，表面积明显增加，从而提高了它的吸附能力，并用改性矸石基吸附剂处理含铅废水进行了试验研究[2]，结果表明，在废水pH值为4～12、Pb2+为0～100mg/L范围内，按铅/改性吸附剂重量比为1/200投加活化矸石基吸附剂进行处理，铅去除率在98%以上。Bowman[3]等发现，表面活性剂改性的矸石基吸附剂，特别是用阳离子表面活性剂改性的吸附剂，在保持原来去除重金属离子、铵离子和其他无机物及某些有机物能力的同时，还可有效去除水中的含氧酸阴离子，并大大提高了其去除有机物的能力。

2.2去除废水中氨氮和磷

水体中的氨氮和磷含量增加会导致水体的富营养化，从而破坏水生态环境。因此去除废水中的氨氮和磷已成为水处理的重要课题之一。对于矸石基吸附剂在水处理领域的应用，国内外学者已经做了比较广泛深入的研究[4]。但是用于去除污染水中的氨氮的研究较多，而用于处理磷的研究较少；用于处理废水的研究较多，而用于微污染水源水的研究相对较少，用于同步脱氮除磷的更少。通过研究可看出用改性矸石基吸附剂作为污水处理材料，具有以下诸多优点：储量丰富、价廉易得；制备方法简单；可去除水中无机和有机污染物；具有较高的化学和生物稳定性；容易再生等。我国煤矸石矿产资源丰富，因此，应加强煤矸石制备吸附剂在污水处理方面的应用研究，开发价廉物美的新产品，并尽快将其转化为工业生产力，以适应社会发展的需要，使廉价的沸石在环保行业发挥更大的作用。所以，加强矸石基吸附剂对微污染水源水中氮磷的净化和实际利用研究，改性制备出对微污染水源水中氮磷具有同步净化作用的产品，将是今后的研究方向之一。

2.3去除饮用水的氟

氟是一种有毒的物质，饮用水中氟的含量过高，容易使儿童患氟斑病和氟骨症。研究表明[5]矸石基吸附剂经不同浓度NaOH处理后，试验了其脱氟效果并进行了再生实验，结果表明用矸石基吸附剂处理含氟水成本低，技术简单，适合推广。另外有研究了用盐酸、硫酸铝和高温方法活化矸石基吸附剂的工艺条件，结果表明用活化吸附剂处理后的含氟饮用水，基本可达到国家饮用水标准。

2.4去除放射性废水中的铯和锶

离子交换技术最早的应用之一就是去除和纯化放射性同位素铯和锶。在原子能工业中，当放射性废液中含有这类物质时，必须将它们储存到蜕变为稳定状态后才能排除。矸石基吸附剂对铯和锶有极强的交换去除能力，不受辐射的影响。而且交换了放射性离子的矸石基吸附剂，将其熔化后可使放射性离子永久固定在晶格内，防止其扩散污染[6]。

2.5处理印染废水和含油废水

我国为印染工业大国，每年的废水排放量在400万m3。含油废水主要来自于化工厂等企业，这些废水如不治理，将造成严重污染。将矸石基吸附剂与优质煤粉按一定比例混合，挤压造粒，灼烧成多孔质高强度吸附剂颗粒吸附剂，用于吸附处理染液和印染废水，得到了比较好的脱色效果。尤其是与碱式氯化铝混凝剂合用处理效果更好，脱色率达到89.9%[7]。另有，用矸石基吸附剂处理某水厂废水[8]，结果表明，沸石对含油废水的去除效果显著，处理后达到生活用水的标准，且出水水质良好、稳定，与活性炭相比，具有成本低，机械强度高的特点。用矸石基吸附剂代替活性炭处理印染废水和含油废水具有可行性。

3、矸石基吸附剂在废水处理中的缺陷

矸石基吸附剂对水中的阳离子有较好的吸附能力。但在污水处理领域中，但是由于吸附剂孔道易堵塞，并且相互连通的程度也较差；其表面硅氧结构具有极强的亲水性，结构外部阴离子易水解，导致矸石基吸附剂吸附有机物的性能极差，并且硅铝结构本身带负电荷，故难以去除水中的阴离子污染物；还因为矸石基吸附剂孔径小去除重金属离子效果不太好，其吸附能力往往达不到要求，所以生产用量相当大。这些都是矸石基吸附剂的缺陷。为进一步提高矸石基吸附剂的吸附、离子交换等性能必须对其进行改性处理，保持其对阳离子良好吸附能力，并增强其对阴离子和有机物的吸附能力。

归纳起来，主要有以下几点：

1.在确定影响吸附效果的因素（如pH值、离子强度、有机物初始浓度、矸石基吸附剂用量等）、对矸石基吸附剂吸附去除各种污染物的性能、最佳吸附条件、吸附过程可能的机理以及吸附有机物的脱附方法等方面还需做大量的研究工作。

2.目前对于矸石基吸附剂及改性后的矸石基吸附剂在污水处理中的应用及其作用机理、规律和影响因素的研究，国内外学者虽然已作了一些报道。但这些研究绝大多数还处于起步阶段，仅局限于实验室规模，且大多是用来处理自制废水，对于实际废水中污染物的吸附处理研究的还较少。造成这种状况的主要原因为实际污水因来源不同，成分复杂，用来处理废水的矸石基吸附剂必须进行有针对的改性，而且在处理实际污水时的条件和随后的再生条件的研究也需具体问题具体分析，这些方面限制了改性矸石基吸附剂在废水处理的领域的快速推广。

参考文献：

[1]奚旦立.环境监测（修订版）[M].北京：高等教育出版社，1994：389-391.

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关键词：生活污水 处理工艺 特点

1.城市生活污水

城市生活污水主要来自家庭、商业和城市公用设施等，主要由洗涤污水构成。生活污水通过下水道管网系统被输送到污水处理厂，在污水处理厂进行处理后排放。城市生活污水的水量和水质具有周期性变化的特点。

有机物是生活污水的主要污染物，例如：淀粉、蛋白质、糖类和矿物油等，城市生活污水的化学需氧量、生物需氧量、总氮量和总磷量都相对较高。生活污水经过普通污水处理厂的物理处理和生化处理后，大大降低了化学需氧量和生物需氧量，但总氮量和总磷量仍然较高。 当含氮量和含磷量较高的水质排入自然界，容易引起水体的富营养化，造成藻类大量生长繁殖，严重时会造成赤潮和水华。氮和磷促使藻类植物大量生长和繁殖，但是当藻类大量死亡时，就会造成水体腐败发臭，以致水质恶化，污染环境。

2.城市生活污水处理方法

2.1普通曝气法

普通曝气法出现的时间比较早，该方法不但处理生活污水效果好，而且生活污水的处理量较大，在污水处理厂中可以建设污泥消化池，反应所产生的沼气可以作为能源加以利用。传统普通曝气法的缺点是，该工艺只能进行常规的二级处理，并不可以脱氮除磷；但是通过近几年对普通曝气法的改进，使普通曝气法克服了这个缺点，为了达到脱氮的目的，可以通过降低曝气池的容积负荷来解决；为了达到除磷的目的，可以在曝气池前增设厌氧区来解决。

2.2活性污泥法

简单来说，活性污泥法就是利用活性污泥去除废水中有机物。首先是回流的活性污泥和污水同时进入曝气池，并将空气打入曝气池，充分混合污水和活性污泥，曝气池中的微生物吸附、分解污水中的有机物，起到净化污水的作用。然后为了使活性污泥和处理后的污水分离，混合液进入二次沉淀池进行分离操作。最后就可以向外排放净化后的水，分离出一部分活性污泥通过回流系统回流至曝气池，另一部分污泥将从系统中排出。活性污泥法的主要设备为曝气池和二次沉淀池。

2.2.1 AB法

AB法是在活性污泥法和两段法的基础上产生的，AB法是吸附-生物降解方法的简称，一种新型的污水处理技术。A段与B段之间是相互隔离的，且拥有独立的回流系统，这样可以保证A段与B段具有不同的微生物系统和各自的反应过程。

A段，污泥负荷较高，只有一些原核细菌适于生存并得以生长和繁殖下来，污泥中不会掺在真核生物，因此对水质、pH值的冲击负荷起到很好的缓冲作用。A段工艺会产生大量的污泥，而且在剩余的污泥中，有机物的含量较高。

B段在较低的负荷下运行，B段的曝气池中不但含常用的微生物，还有很多世代期比较长的高级真核微生物，这些真核微生物可以在有机物含量较低的情况下生长繁殖。

2.2.2SBR法

SBR法是序批式活性污泥法的简称，反应池是序批式活性污泥法的主体构筑物。反应和排水等工序都是在污水的反应池中完成的，该方法大大简化了处理过程。近年来序批式活性污泥法不断改进和完善，得到了广泛的推广，是目前采用较多的污水处理工艺。

序批式活性污泥法的工艺在空间上是混合的，推流式的时间模式，其生化反应速度较高。序批式活性污泥法的工艺流程很简单，而且相对于其它方法构筑物少，造价低，运行费用和管理费用低。采用静止沉淀的方法，就可以得到很好的分离效果，且出水的水质较高。序批式活性污泥法的运行方式比较灵活，可以有多种处理工艺路线。通过同一种反应器，只要改变运行的工艺参数，序批式活性污泥法就可以处理不同性质的废水。

因为原水与反应器是隔离的，即进水水质的变化不会对反应器有任何影响，所以序批式活性污泥法工艺的耐冲击负荷能力高。而且间歇进水和排放只占反应器的2/3左右，这种操作方式起到了一定的稀释作用，进一步提高了工艺的耐受能力。

序批式活性污泥法的特点是：反应中底物浓度较大、比增长速率大和泥龄短。因此该方法可以控制丝状菌的繁殖。

2.2.3AAO法

AAO工艺是由厌氧-缺氧-好氧组成的深度二级处理工艺，该工艺不但可以解决对城市污水去除氮和磷的难题，还可以获得优质的出水，AAO主要包括两部分：

1除磷：在厌氧状态下，生活污水释放出聚磷菌；而在在好氧环境下，可以将其吸收，以污泥的形式排出。

2脱氮：缺氧阶段，通过兼氧脱氮菌的作用，利用水中的有机物作为氢供给体，将混合液中的硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气，从而达到脱氮的目的。

2.3生物接触氧化法

2.3.1生物接触氧化法的定义

生物接触氧化法就是在生物接触氧化池内安装一定量的填料，为了使处理污水达到净化的目的，通过填料上的生物膜和供应的氧气发生生物氧化作用，以此来将氧化分解废水中的有机物。生物接触氧化法是生物法处理废水中的一种重要方法。

生物接触氧化法是一种高效净化有机废水的处理工艺。其不但具有生物膜法的特点，还具有活性污泥法的优点。该方法不但适用于处理生活污水，还适用于工业废水和养殖污水等，并且已经取得了较好的处理效果和经济效益。生物接触氧化法具有高效节能、耐冲击负荷等优点，被广泛应用于污水处理系统中。

生物接触氧化法是生活废水经过物化处理后的重要环节，也是整个处理工艺中的重要环节，经过生物接触氧化法处理，亚硝酸和硫化氰等有害物质都可以被有效的除去，对后续的处理工艺起到关键作用。

2.3.2生物接触氧化法的原理

同一般生物膜法相同，生物接触氧化法是以生物膜吸附废水中的有机物，通过微生物和供应的氧气发生生物氧化作用，净化废水。

一般来说，在氧化池内的生物膜主要是由菌胶团、丝状菌和真菌等微生物组成。生物接触氧化法同普通生物膜法的区别在于填料的应用，也就是微生物在氧化池内的状态不同，例如：对于活性污泥法中的丝状菌，是会影响生物净化作用的因素；但是在生物接触氧化池内，由于填料的存在，使丝状菌呈立体结构，增加了与废水接触的表面，而且丝状菌对有机物具有氧化能力，并且适应负荷变化较大的水质，可以极大地提高净化能力。

2.3.3生物接触氧化法的特点

1．生物接触氧化法的生化过程可以分为两个阶段。第一阶段是生物膜吸附有机物，或者是在细胞内进行生物合成，第一阶段的吸附合成速度比较快。第二阶段就是生化过程，其中生化过程以氧化为主，速度较慢。

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关键词 废水；镍；混凝；气浮

中图分类号U46 文献标识码A 文章编号 1674-6708（2013）84-0150-02

0引言

汽车行业的生产过程中，车身本体及其零部件的喷涂工艺中产生的工业废水是汽车产业过程中废水产生的主要源头。涂装工艺废水中很有很多污染物，例如国家严格控制的重金属离子镍，表面活性剂LAS、油分、磷酸盐-、化学稀料以及有机溶剂等污染因子。这种混合的涂装废水具有COD浓度高的特点，如果不能妥善将废水进行处理，就会对环境产生严重污染。目前，汽车制造业废水处理的最主要办法分为镍处理、混凝沉淀处理和生化处理的方法。由于镍属于国家严格控制的第一类污染物，因此需要单独对于含镍的废水进行处理，达到国家排放标准后，再与其他废水混合，进行混凝沉淀处理。混凝沉淀处理主要去除废水中的油、SS和胶体等直接影响COD数值的物质。

天津某整车制造厂所产生的工业废水，主要是涂装车间及其它小部品涂装在生产过程中产生的废水。还包括成型车间及装焊车间产生的废水。目前污水处理后要求达到GB8978-1996《污水综合排放标准》中的三级排放标准。

1废水的源头

1.1废水的源头及成份

生产废水的水源包括预处理和中上涂废水。其中，预处理包括脱脂废水、磷化废水和电泳废水；中上涂的废水包括喷漆废水、粕池废水等。主要污染因子为有机物、有机溶剂、磷酸盐、重金属离子、氨氮、油脂、固体悬浮物等污染物。

1.2废水水质情况及处理水量

生产产生的涂装废水一部分为生产时产生的连续的清扫水和连续的溢流水，其他均为周期性排放的废水及废液。

2012年该工厂生产废水折算平均流量为2200吨/日。污泥产生量折算平均为4吨/日（污泥含水率为62%～75%）。

2生产废水的处理工艺

通过对进水水质的实验分析可知，污染物主要以镍、总磷、有机的化学污染物及悬浮物为主；其他的还有金属离子污染物，包括：锌、锰、油脂、氨氮等。

针对涂装废水的特点，该工厂采用物化处理方法进行处理。首先对于国家严格控制的一类污染物--镍进行物化的预处理，之后再与其他废水混合，采用混凝沉淀的方法。

现有废水处理工艺及设备说明：

1）化成废水处理

由车间排入污水处理站的化成废水进入化成（磷化）废水池，采用间歇处理方式。平均处理水量为600t/日，镍的浓度受入基准为小于25mg/L，目前最高受入实际为24.3mg/L。经水质调节后一般为10mg/L～15mg/L。后由潜水泵提升进入预处理水池，通过加入碱液及絮凝剂和助凝剂，废水中的Ni2+与OH-结合生成Ni（OH）2沉淀，并将废水的PH值调整到9左右，因为PH值在9的时候镍的溶解度达到最小。Ni（OH）2沉淀通过与絮凝剂FeSO4、助凝剂PAM结合，通过曝气搅拌，形成矾花，沉淀一定的时间，产生污泥，可以去除大部分的含Ni污染物。通过此项处理程序，废水中镍的浓度可以降至1mg/L以下，达到国家的排放标准。

2）废水间歇预处理-水质调节

因为脱脂工艺废水、粕池工艺废水、电泳工艺废水等进水的COD浓度非常高，水质也不稳定，因此对后段处理的冲击较大，因此，设立了单独的源水池，先将车间的排水受入到此调节水池，待混合，将水质均匀后，再经提升泵定量打入调节水池。调节池内设置空气搅拌器，充分混合废水的水质，再进行下一步的处理。混合废水的COD控制在1000mg/L以下。之后进入混凝沉淀和混凝气浮的连续处理系统。

3）混凝沉淀、气浮

在混凝沉淀的处理中，分成一级混凝、沉淀、二级混凝、气浮的反应系统。一级混凝反应槽采用推流式反应槽，分为3格。第1格加入聚合FeSO4，第2格加入硫酸或碱来调节PH值，将污水调整到中性，第3格加入助凝剂PAM，反应后进入沉淀池，根据水质情况，设计废水的停留时间，进行固液分离沉淀。3格的停留时间分别为10、10、7.5min一级反应及沉淀的COD去除率约为30%～40%

二级混凝反应槽也采用推流式反应槽，分为3格。第1格加入PAC，第2格加入硫酸或碱来调节pH值，将污水调整到中性，第3格加入助凝剂PAM，反应后进入气浮设备，将质量较轻的污染物浮起，进行固液分离。二级反应槽3格的停留时间分别为10、10、7.5min。二级气浮反应COD的去除率为20%左右，油脂去除率为80%左右。

4）污泥的处置

化成预处理、沉淀水池、气浮槽排出的污泥中含有重金属离子和油脂，属于危险废弃物。需要将这种污泥排入污泥浓缩池，后经污泥提升泵进入板框式污泥脱水机，脱水后（脱水后含水率为65%～75%）外运到有资质处理危险废弃物的厂家进行填埋处理。2012年该工厂平均每日的污泥产生量约为4t。

污泥脱水方式采用板框式污泥脱水机，由于板框式污泥脱水机产生的污泥含水率相对较低，可以递减污泥危险处理的费用。自污泥脱水方式由滤带脱水改善为板框脱水后，2011～2012年每年污泥脱水后产生的危险废弃物的处理费用平均每年可以递减约8万元。

3运行费用分析

2012年此工厂污水处理平均费用主要有：电费：0.5元/t；自来水费用：0.2元/t；药剂费：3.68元/t；污泥处理费：2.44元/t。总运行费用约为：6.82元/t。

4结论

磷化废水中重金属镍为国家控制的一类污染物，根据国家环保部门规定，此工厂设置预处理系统，将金属镍离子浓度处理到1.0mg/L以下，从而达到国家的要求。

此工厂为了递减药品处理费用，在原水水质稳定的情况下，减少二级气浮处理的药量，可以减少PAC及PAM药品的投入，只自动调节PH。这样可以节省一部分药品费用。平均一年可以节省药品费用约7.6万元。

由于板框式污泥脱水机产生的污泥含水率相对较低， 污泥脱水方式由滤带脱水改善为板框脱水后，2011年～2012年每年污泥脱水后产生的危险废弃物的处理费用平均每年可以递减约8万元。

2012年此工厂污水处理平均费用约为：6.82元/t。

该工厂污水站运行成本合理、处理工艺稳定，作业员维护运行简单。可以满足汽车制造行业环保设施的要求，从而创造企业良好的环保形象。

参考文献

[1]王春冬，陈文静.汽车涂装废水除镍的试验研究[J].环境科学与管理，2010，35（2）：90-92.