廢水處理論文

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廢水處理論文范文第1篇

某乳飲料公司建于1996年，主要生產奶制品及風味茶、果汁等乳飲料產品。近年來，隨著乳飲料行業的發展，該公司生產規模逐漸增大，原有的廢水處理站已不能滿足公司現有污水量及污水排放標準的要求。因此，該公司決定對廢水處理站進行改擴建。該廢水處理站的處理水主要為生產廢水，在乳飲料生產過程中設備的清洗、消毒等會產生一定量的廢水。廢水中主要的污染物質為有機污染物（蛋白質、糖類）及酸、堿污染物，不含重金屬物質及有機有毒物質。該公司原廢水處理站建于1997年，設計處理能力為1600m3/d，設計進水COD為800mg/L，設計出水水質滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）的一級標準?，F階段，隨著生產規模的壯大，生產廠區內污水量已達到3500m3/d，廢水處理站進水COD也遠超過了800mg/L的設計指標。為滿足實際需求，該公司按照進水COD為2500mg/L，BOD5為1000mg/L，日處理量為3500m3，設計變化系數為1.35，并在充分利用原有構筑物的基礎上，對一期廢水處理站進行了擴容改造設計，確保出水水質滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）的一級標準。

2原處理工藝及存在問題

（1）未設計調節池。由于未設計調節池，車間排放的廢水無法有效地實現酸堿調節、水質調節，致使生化系統內微生物生長受到很大沖擊，無法實現廢水處理站的穩定運行。

（2）未設計預處理系統。一般飲料廢水經過加藥氣浮預處理后可去除20%~40%的污染物質，由于未設計預處理系統，導致后續設施處理壓力過大。

（3）污水直接進行好氧處理。好氧過程對中高濃度廢水的處理能力有限，目前車間排水COD平均為2500mg/L，應在好氧處理之前，先對廢水中的大分子有機物質進行水解酸化，以提高廢水的可生化性，同時也可降解一部分COD。

（4）最后的泥水分離采用氣浮池進行分離，無法實現有效的污泥回流。氣浮系統年久失修，泥水分離效果差，出水懸浮物濃度較高，且污泥處理采用污泥干化，已不適應環保要求。

（5）現有生化池內填料腐爛嚴重，部分曝氣盤破損，嚴重影響了生化池處理效率，需要進行更換。

（6）3座接觸氧化池深度不一，而所配置的3臺風機升壓相同，匹配不合理，且風機使用已過報廢年限，噪聲極大。

3擴容改造后的工藝流程及說明

該廢水處理站擴容改造可利用場地面積有限，且改造工程要求各構筑物之間連接順暢，盡量減少水流損失，確保高程布局合理。廠區污水經收集后先進入格柵渠，以去除廢水中的固體漂浮物和懸浮物，然后自流進入集水井，經自吸泵提升，進入調節池。為了防止由于水中懸浮物在調節池中沉淀而影響調節池的運行，調節池中設有穿孔曝氣管對其進行定期攪拌。調節池出水經泵提升進入氣浮設備。廢水在氣浮裝置中除去大量的懸浮物和油類物質后，自流進入中間水池，隨后經泵提升至水解酸化池，污水中的部分有機污染物得以降解，并且污水的可生化性也得到改善。水解酸化池出水自流進入生物接觸氧化池進行好氧生物處理，然后進入二沉池，經泥水分離后進入排放口。二沉池產生的剩余污泥大部分排入污泥濃縮池，同時設置有污泥回流管道，需要時可將剩余污泥回流至水解酸化池。氣浮系統產生的浮渣亦排入污泥濃縮池內。濃縮后的污泥使用帶式壓濾機脫水，脫水后的污泥外運處理。污泥濃縮池上清液及帶式壓濾機濾液、反沖洗水回集水井。

4改造的構筑物和設備

4.1新建調節池

新建調節池1座。為更好地均化水質和水量，在距離池底25cm處架設環形穿孔曝氣管，管子兩側45度角打孔，孔徑為5mm，孔間距為150mm。新增鼓風機，通過曝氣使調節池內廢水充分攪拌均勻，且有利于部分消毒劑的氧化。同時，新增酸堿加藥裝置和pH控制儀，有效控制調節池出水pH。加藥裝置采用一體式加藥系統，加藥罐為PE材質，有效容積為1m3。配2臺機械隔膜計量泵，1用1備。

4.2氣浮系統的更換

原氣浮系統設置在生化處理之后，且投入使用已經10多年，池體多處腐蝕，溶氣系統和刮渣機均無法正常使用。將原有2套50m3/h的氣浮系統拆除，新購置2套100m3/h的氣浮處理系統。每套氣浮系統配置一體化加藥裝置2臺，分別投加聚合氯化鋁和聚丙烯酰胺。

4.3原生化系統的改造

原生化系統內的填料已塌陷，曝氣頭大部分破損，此次改造，更換了填料和曝氣頭。1997年所建設的生化水池，墻壁未做牛腿，填料主支撐采用角鋼固定在池壁上，橫向支撐采用塑料繩，此次改造，使用不銹鋼槽鋼做立柱以代替牛腿與池底固定，避免墻體因受填料拉伸而發生斷裂；主支撐采用10#槽鋼，間距1.8m布置，橫向支撐采用8#圓鋼，間距150mm，代替塑料繩。塑料繩為柔性承接，橫向支撐若采用塑料繩，經水浸泡將很快發生斷裂，導致填料漂浮，失去效用；而采用圓鋼作為填料的支撐件，不易斷裂，將大大提高填料的使用壽命。原有3座生化池的池深不一，所配風機卻為同一型號，此次改造，對應各個生化水池的深度，單獨配置風機，并在生化池池底間距650mm均布微孔曝氣頭KB215。

4.4新建生化系統

1套新建1套有效容積為1230m3的接觸氧化池，與原有生化系統相連，以增大接觸氧化池水力停留時間。新建接觸氧化池池壁設置牛腿，填料支架主支撐搭設在牛腿上，主支撐及立柱均采用10#槽鋼，間距1.8m布置，橫向支撐采用8#圓鋼。池底間距650mm均布微孔曝氣頭KB215，通過鼓風機實現充氧。

4.5新增二沉池及污泥處理設施

新增輻流式二沉池1座，配置中心傳動刮泥機1臺，中心進水，周邊出水，在池底預留排泥管道，通過污泥自吸泵將二沉池的剩余污泥，一部分按需要回流至水解酸化池，大部分排至污泥濃縮池。原有的污泥干化池拆除，新建污泥濃縮池1座，配置框式攪拌機1臺。因氣浮系統產生的浮渣質輕，生化系統產生的污泥與浮渣無法有限混合，通過框式攪拌機可將兩者混合。采用污泥自吸泵將污泥池污泥抽入帶壓處理系統，配置2m帶壓系統1套，1m帶壓系統1套，2套壓泥系統可以根據實際需求，切換操作。帶壓系統的反沖洗水使用二沉池出水。

5系統運行效果及成本分析

本工程廢水處理站總裝機功率為397.45kW，運行功率為180kW，處理每噸水耗電1.23kW•h，電費按0.6元/（kW•h）計，則處理每噸廢水電費為0.74元。配備操作工2名，工資按3000元/（人•月），則處理每噸水人工費為0.06元。本工藝需要投加片堿、聚合氯化鋁和聚丙烯酰胺，每日藥劑費為1000元，則處理每噸水藥劑費為0.29元。本廢水處理系統直接運行費用為1.09元/t。

6結論

（1）采用“氣浮+A/O”工藝可以較好地處理乳飲料廢水。

（2）改造工程要特別注重整體構筑物的銜接，盡量減少水流阻力，合理利用原有構筑物及設備。

廢水處理論文范文第2篇

1.1物化處理

物化處理法主要包括萃取法、蒸餾蒸發法、混凝、氣浮、吸附等。這些技術主要處于實驗室研究階段，并且相應的研究對廢水中某些污染物質具有較好去除效果，這些定向性去除功能也限制了它們的工業應用。杜慧玲等和拜耳公司的研究表明萃取法對促進劑廢水定有機物達到較好的去除效果，但是沒有改變廢水的含鹽量，并且萃取劑用量大，帶來二次污染等。蒸餾蒸發能著降低廢水中的無機鹽和有機物含量，但該方法消耗能量大，運行費用高，適合處理高含鹽量同時水量較小的廢水。絮凝試驗表明常規絮凝劑直接處理高濃度促進劑廢水效果都很差，硅藻土復配混凝劑雖然明顯改善了混凝預處理促進劑廢水的效果，但是這種混凝劑較難制得。吸附法對于常規生物和化學氧化都難以氧化降解的溶解性有機物的去除效果較好。研究發現常用吸附劑活性炭對低COD濃度的廢水吸附效果較好，且由于價格昂貴，對高濃度的廢水作預處理不經濟，一般作為后續處理控制出水指標。

1.2化學處理

化學處理方法主要包括化學沉淀、化學氧化和微電解等。化學氧化通常是以氧化劑對廢水中的有機污染物進行氧化降解和去除的方法。常用的幾種氧化劑有Fenton試劑、氯氧化劑以及臭氧等。研究發現這些氧化劑對COD的去除能力不高，并且試劑的投加量較大，運行費用很高，而且臭氧氧化后會產生大量副產物。鐵碳微電解工藝簡單，可達到”以廢治廢”的目的。但是該方法的缺點是反應前后均需要調節pH，反應后產生大量鐵泥需要處置，導致處理成本較高。因此，鐵碳微電解一般與其他處理技術如混凝、Fenton氧化等聯用，提高處理效率同時降低處理成本。

1.3生化法

生物處理方法是有機廢水傳統的處理方法，也是最經濟的處理方法。但是絕大多數促進劑廢水難以直接用常規生化法進行處理，特別是高鹽、高氨氮以及含高毒性有機物的廢水，仍然是生化處理技術應用的瓶頸。國內外研究發現投加特殊菌種可以提高傳統生化法對難降解有機物的去除效果，高效優勢菌技術成為生化處理促進劑廢水研究的熱點，即分離和篩選出適應性強的具有特殊降解功能的微生物菌種，并富集和馴化獲得高效優勢菌用于廢水處理。高效優勢菌技術對含有毒性較高的M鹽廢水的研究表明，高效優勢菌技術處理效果優于常規生化處理。由于促進劑廢水的高含鹽量，耐鹽菌的培養和馴化成為人們關注的熱點。

2促進劑廢水處理建議

2.1促進劑廢水及處理概況

2.1.1廢水水質

某工業園區橡膠促進劑廠主要生產CZ、NS、DZ、TMTD、D五種促進劑產品，生產廢水主要是母液廢水和水洗廢水，產生的混合廢水主要含有生產原料以及微量的副產物、中間產物和產物等，成分結構復雜，屬高濃度難降解有機廢水。

2.1.2廢水處理概況

廢水處理工藝實際運行狀況如下:

(1)pH調節池:加工業硫酸調節pH至3左右，以達到芬頓試劑反應的適宜pH值，同時達到酸析沉淀去除部分有機物的效果;

(2)芬頓氧化系統:27.5%H2O2投加量為8L/m3，20%FeSO4投加量為50L/m3，降低廢水COD，提高廢水可生化性;

(3)絮凝沉淀池:加堿調至pH至9，再投加PAC和PAM，去除廢水中微小懸浮有機物，降低色度;

(4)水解酸化池:停留時間為12h，池內有組合填料;

(5)生物接觸池+MBR:總停留時間為24h，池內也裝有組合填料。目前，廢水處理工藝系統只對易于處理的NS廢水進行處理，而其他幾股廢水(CZ、DZ、D、TMTD)只能外運處置。為達到生化系統的進水含鹽量要求，采用生活污水和循環排污水進行均質調節以降低廢水的含鹽量。均質后混合廢水約600m3/d(NS廢水約占1/2)，COD在2100mg/L左右，生化處理出水基本能達到工業園區廢水三級排放標準(COD＜500mg/L)。

2.1.3現狀廢水處理分析

廢水處理工藝系統中物化和生化處理的效率均不高。此外，該廢水處理還存在以下問題:

(1)芬頓系統中硫酸亞鐵投加量過大，影響混凝沉淀效果，增加芬頓處理出水色度，增加處理成本。

(2)水解酸化后為單純的好氧處理，生化處理的有機負荷低。

(3)生產廢水的含氮量較高，但是現狀處理工藝沒有脫氮能力。

2.2廢水處理改造思路

為了更好利用現有工藝系統解決廠區廢水處理問題，根據廠區廢水及處理現狀，提出分質處理、統籌治理改造思路。對廠區生產廢水處理的整體改造思路包括兩個方面。(1)對特殊水質廢水，如含鹽量與COD濃度都很高的DZ廢水和硫酸鹽與氨氮含量都很高的D廢水，進行相應的分質預處理。(2)對現有廢水處理工藝系統進行優化升級，以保證混合生產廢水經改造后工藝系統處理后能達標排放，達到處理整個廠區廢水的目的，避免繁瑣昂貴的外運處置。

2.2.1分質預處理

各促進劑生產廢水的水質特點，確定DZ和D兩股廢水需要進行分質預處理。

(1)DZ廢水。由于DZ廢水含鹽量和COD濃度均很高，采用多效蒸發進行脫鹽效果較好，同時能顯著降低COD。而廢水水量(67m3/d)較小，處理成本相對不高。

(2)D廢水。常用的降低硫酸鹽濃度的方法有蒸發、膜分離、離子交換、化學沉淀等方法。由于D廢水量較大，且所含硫酸鹽濃度很高，蒸發處理成本太高。廢水中含有粘附性強的樹脂狀物質，膜分離技術不適用于處理此類廢水。因此，采用化學沉淀與吹脫法相結合作為預處理。在廢水中投加石灰，沉淀后的廢水再經吹脫，以降低廢水的氨氮濃度。

2.2.2原工藝系統改造

現有工藝處理系統分為預處理、生化處理和深度處理三個部分，對其各部分進行相應的優化升級，以提高系統的有機處理能力和處理效率，保證生化系統的良好運行和處理出水達標排放。

(1)預處理。在原Fenton氧化法基礎上增加微電解處理，即采用微電解－Fenton聯合預處理混合廢水，顯著提高COD的去除能力和廢水可生化性。同時，聯合工藝可以有效改善單獨Fenton氧化處理時藥劑投加量大、運行成本高的缺點。微電解－Fenton工藝中產生的Fe3+比投加的絮凝劑效果更好，可節省絮凝劑的投加。改進后的工藝無需增加復雜設備，且對環境友好。

(2)生化處理。針對生化處理系統存在的問題，將原水解酸化+好氧改為厭氧/缺氧/好氧工藝，提高系統的有處理機負荷，增加系統的脫氮能力。增加的缺氧段可進一步降解有機物，提高廢水可生化性。由于經分質預處理后混合廢水含鹽量仍較高，可考慮在生化處理系統中引進耐鹽菌種，提高生化系統的處理效果。

(3)深度處理。生化處理出水有機物含量不高，但所含有機物大多為難生化降解的，甚至是難以氧化降解的，故采用活性炭吸附作為深度處理保證處理后廢水達標排放，是一種較好的選擇。

3結論

促進劑廢水的處理一直是工業廢水處理領域中的難題之一，本文對現有促進劑廢水的處理技術進行了總結，發現該類廢水的處理主要存在以下難點:

(1)高含鹽量，廢水中含有的大量無機鹽對傳統生化處理帶來限制，現有物化除鹽技術如蒸發和蒸餾及膜技術等，處理費用太高。

廢水處理論文范文第3篇

不同生產工序所產生的廢水及廢液含有不同性質污染物，既含有大量的Cu、Ni、Ag、Au、Sn和Pb等重金屬化合物，又含有合成高分子有機物及多種有機添加劑。如不處理而直接排放到自然界中，會對環境和人類造成極大的危害。由于PCB廢水中的金屬離子和有機物的含量變化大、濃度高、成分復雜且形態不一，給PCB廢水的處理技術帶來了很大的難度。

2PCB生產廢水處理技術

從技術角度而言，如何有效地去除絡合銅和COD是PCB廢水處理的關鍵。目前采用的方法是將不同性質的廢水分類收集單獨處理，根據不同化學特性分別采用不同的處理工藝，如：化學沉淀法、氧化還原法、生化法、離子交換法、吸附法等。

2.1化學沉淀法

是目前應用較廣的方法，主要用于破除電鍍和蝕刻液等廢水中的絡合銅。化學沉淀法又包括加堿沉淀法、硫化物沉淀法、重金屬捕集劑法和硫酸亞鐵法等，其中加堿沉淀法因具有價格便宜和加藥量易于控制等優點而成為常規處理方法之一，但處理效果不佳，難以達到排放標準。硫化物沉淀法的實質是添加Na2S后形成CuS沉淀而破絡，但CuS的滲透性較強而影響沉淀效果，當Na2S添加量控制不當時還可能產生二次污染。重金屬捕集劑法的處理效果好，但處理成本很高。硫酸亞鐵法可以加快處理速度，但加藥量大且產生的污泥較多。

2.2氧化還原法

氧化法是向廢水中添加強氧化劑氧化銅的配位離子，使Cu釋放出來，然后加堿使之沉淀。常用的氧化劑有NaC10、Fenton試劑等。采用氧化破絡法不僅能將Cu2+沉淀下來，而且還能降低廢水中的COD，但是需要投加的氧化劑量比較大，藥劑費用較高。還原法包括鐵粉還原法和鋁催發還原法等，鐵粉還原法是在酸性條件下，向廢水中投加化學活性較高的鐵粉作為還原性物質，置換出銅，然后升高pH值，生成Fe(OH)與銅共沉淀，達到去除銅的目的。鐵粉還原法在工程上利用的較少，主要原因是產生的污泥量較大，置換塔內鐵粉容易結塊造成溝流等。鋁催化還原法與鐵粉還原法的原理一樣，所不同的是反應發生在堿性條件下。由于金屬鋁具有催化性質的金屬表面，其可使化學銅廢液及廢水中的銅離子與甲醛產生自發性的氧化還原反應，促使銅離子迅速地還原成元素態的金屬銅沉積析出而達到去除銅離子的目的，其反應原理與化學鍍銅的原理相同。在絡合銅廢水治理中使用鋁催化還原法，國外應用的較多，國內應用較少。

2.3生化法

生化法是近年發展起來的一項被認為很有前途的廢水處理技術，其實質是依靠微生物的吸附、吸收和轉化等作用處理低濃度重金屬廢水。PCB絡合廢水中含有的EDTA、酒石酸、檸檬酸等是COD的主要來源，在厭氧條件下，微生物能降解破壞這些絡合物，使銅離子釋放出來與厭氧條件下生成的S2-結合生成CuS沉淀，且微生物胞外聚合物也具有吸附銅離子的作用。由于銅離子對微生物有一定的抑制和毒害作用，PCB絡合廢水在進入生化系統之前需進行預處理，使銅離子濃度降至微生物可以承受的范圍內。此外，PCB廢水中的有機物可生化性差，常規的生物處理法處理PCB廢水效果都不夠理想。要提高處理效果，關鍵在于生物菌的篩選和培養。

2.4吸附法

吸附法是在廢水中之間投加粉狀活性炭，從而吸附有機物，吸附飽和后的活性炭被廢棄。活性炭吸附(或生物活性炭)在PCB廢水處理中，主要是用于去除COD，去除有機物活性炭是很有效的，尤其對于難降解的有機物不失為之重要的手段。但是，活性炭的吸附值較小，單純使用活性炭吸附法處理絡合廢水時，由于其中含有的絡合物濃度較高，會很快達到活性炭的飽和吸附量，飽和之后的再生很麻煩，再生設備昂貴，因而就需要頻繁更換添加新炭，致使運行費用較高。

3結語

廢水處理論文范文第4篇

1.1材料和儀器

本實驗采用人工配水，葡萄糖為碳源，硫酸銨提供系統所需氮源，磷酸二氫鉀提供系統所需的磷源，碳酸氫鈉調節水質的pH值，還包括硫酸鎂，硫酸鐵等微量元素，以上試劑均為國產分析純。實驗廢水的水質指標為COD500mg/L，氨氮（NH4+-N）30mg/L，總磷（TP）5mg/L，pH為7.0~7.5。實驗中使用的氧化銅納米材料（COPPER(Ⅱ)OXIDE,NANOPOWDER，<50NM，TEM）購于Sigma-Aldrich（Shanghai）TradingCo.Ltd，其分子量為79.55g/mol，比表面積為25~40m2/g。分散劑十二烷基苯磺酸鈉（sodiumdodecylbenzenesulfonate，SDBS）購于天津市光復精細化工研究所，用于保證CuONPs溶液制備的均勻性。實驗所用儀器：LongerPumpRYZ1515X蠕動泵，JJ-1A數顯電動攪拌器，LZB-4WB氣體轉子流量計，ACO-420電磁式空氣壓縮機，砂芯微孔曝氣盤，TW-268科德時控器，RO/DIdigital實驗室超純水系統，KQ3200DE型數控超聲波清洗器，SHZ-Ⅲ循環水真空泵，國華78-1磁力加熱攪拌器，精天FA2004A電子天平。

1.2實驗裝置

為三套規格完全相同的裝置，SBR0，SBR1和SBR2。反應器材質為有機玻璃，反應池的設計尺寸為Ф150mm×400mm，有效容積是5L。反應器的運行周期為8h，實驗采用間歇進、出水方式運行，進水10min，攪拌90min，曝氣180min，沉淀90min，出水10min，閑置110min，在進水的同時進行攪拌操作。各SBR反應器水力停留時間（HRT）為16h，污泥停留時間（SRT）為20d左右。曝氣階段使用流量計控制氣體流量，反應器中的溶氧（DO）為0.9~2.5mg/L。

1.3實驗方法

1.3.1CuONPs懸濁液的制備

稱取120mg的CuONPs加到1L的超純水中，并加入0.1mmol/L十二烷基苯磺酸鈉（SDBS），超聲波震蕩1h（25℃，120W，40kHz），得到120mg/L的CuONPs懸濁液，然后稀釋得到濃度為1mg/L和10mg/L的進水溶液。

1.3.2活性污泥的馴化

接種的污泥取自北京某污水處理廠二沉池的普通絮狀污泥。啟動階段向三個SBR反應器中各注入2L的活性污泥，并注滿低濃度配水至反應器有效容積，進行悶曝，2d后開始連續進水。實驗按照COD：N：P=100:5:1。第一個階段先進行低濃度的進水，COD300mg/L，NH4+-N20mg/L，TP3mg/L，運行時間14d，達到穩定階段。第二個階段的進水濃度為COD500mg/L，NH4+-N30mg/L，TP5mg/L。按照進水、攪拌、曝氣、沉淀、排水、閑置進行操作，至三個反應器運行相對穩定，使適應模擬廢水的微生物得到生長繁殖，進而有處理模擬廢水的能力。

1.3.3CuONPs對SBR反應器長期運行影響

實驗中反應器分為對照組SBR0，實驗組SBR1和SBR2。通過對各個指標的數據監測，待三個反應器運行穩定后，對反應器SBR1和SBR2分別連續投加濃度為1mg/L和10mg/L的CuONPs溶液。反應器運行120d，每隔1d在SBR反應器出水階段進行水樣采集，并測定出水指標，分析比較不同濃度（1mg/L和10mg/L）CuONPs曝露隨時間變化對反應器的出水影響，如COD、三氮（NH4+-N、NO3--N和NO2--N）和TP的出水濃度。

1.4分析項目及方法

常規指標的測定方法如下，COD：重鉻酸鉀法；NH4+-N：納氏試劑光度法；TP：鉬酸銨分光光度法；NO3--N：麝香草酚分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；DO：HANNAHI9146N-便攜式DO測定儀；pH、水溫：HANAHI8424pH/ORP/T-測定儀；MLSS：重量法。

2結果與討論

經過啟動階段40~50d的運行，3個反應器SBR0、SBR1和SBR2出水水質相對穩定，出水COD、NH4+-N和TP均值分別達到22.14mg/L、0.36mg/L和0.20mg/L左右，COD、NH4+-N、TN和TP的去除率分別達到了95.6%、98.8%、80.0%和96.0%，之后對SBR1反應器和SBR2反應器進行1mg/L和10mg/L濃度的CuONPs長期投加實驗。出水COD的濃度隨運行時間的變化如圖2所示，SBR1和SBR2在運行20d后，出水COD濃度出現較大的波動，SBR2的出水COD值達到40~50mg/L之間，到第40天的時候，SBR1和SBR2反應器與SBR0反應器的運行情況趨于一致，說明活性污泥對水質的變化需要一定的時間適應，且其具有一定的抵抗性和恢復性。SBR0、SBR1和SBR2最終出水COD值分別穩定在22.14mg/L、25.36mg/L和25.68mg/L左右，COD去除效率分別為95.6%、94.9%和94.8%，去除率相差不大。 出水NH4+-N濃度隨運行時間的變化如圖3所示，結果表明，投加不同濃度CuONPs后，SBR1和SBR2的NH4+-N出水濃度與對照組SBR0的出水濃度高度一致，出水NH4+-N值穩定在（0.4±0.05）mg/L，去除率達到98.5%~98.8%。NH4+-N被完全轉化，表明CuONPs對系統中的亞硝化細菌和硝化細菌的活性沒有產生影響。實驗運行20d后，實驗組出水TP的濃度開始出現波動，出水TP濃度升高，且SBR1和SBR2的趨勢一致，運行80d后出現明顯的差異，最終SBR1和SBR2出水分別穩定在1.07mg/L和1.55mg/L左右，去除率達到了78.6%和69.0%，而對照組SBR0的出水穩定在0.20mg/L左右，其去除率為96.0%。由此可見CuONPs對反應器的TP去除產生了一定程度的影響，濃度高的影響更嚴重，表明CuONPs的投加降低了顆粒污泥的除磷效果。出水NO3--N濃度隨運行時間的變化，運行40d后，SBR2出水NO3--N濃度開始下降，運行60d后SBR1出水NO3--N濃度也開始下降，SBR1和SBR2最終分別穩定在3.86mg/L和3.01mg/L左右，相比于對照組SBR0的NO3--N平均累計值5.86mg/L，分別降低了34.1%和48.6%。說明CuONPs的投加對反硝化細菌的活性具有增強作用，投加CuONPs濃度越高對反硝化細菌活性增加也越高。出水NO2--N的濃度隨運行時間的變化，SBR1和SBR2運行趨勢與對照組SBR0的運行情況相一致，在排水階段系統中沒有出現NO2--N的累積。通過測定周期內NO2--N的變化，在曝氣中段NO2--N的積累達到了最高，在曝氣階段末，NO2--N基本被轉化完全，投加CuONPs后的SBR1和SBR2與對照組SBR0的運行情況相一致，可見CuONPs對脫氮過程中亞硝化細菌的性能也沒有產生顯著影響。

3結語

廢水處理論文范文第5篇

山核桃預加工廢水來源主要有以下兩處：第一采摘下的山核桃在現場進行脫蒲處理，脫去外蒲。在這個過程中產生的脫蒲廢水，主要由外殼中本身所含大量汁液組成。第二山核桃果實經脫蒲處理后，果實被送入一個盛滿清水的桶槽內，通過浮選去除浮在水面上的不合格果實，清洗果殼表面殘留的汁液及殘渣，這個過程需要消耗大量的潔凈水。山核桃加工時須經過脫蒲、水選處理，在處理過程中部分氨基酸、多糖、皂苷、黃酮、揮發油、生物堿類等溶解于水，產生高濃度有機廢水，消耗受納水體中的溶解氧。并且該廢水直接排放會使受納水體受到污染，破壞生態環境。以上兩種廢水混雜在一起便成了山核桃脫蒲水選廢水，主要水質參數為：廢水水量平均500m3/d；電導率（Cond）在400μs/cm左右；化學需氧量（CODCr）700～800mg/L；pH在7左右；廢水生產周期為15～20d/a。廢水過濾完雜質后，初期為黃色透明，具有一定毒性，對微生物有一定抑制作用。與空氣接觸后，廢水由黃色轉為紅棕色，過夜后能產生生物絮凝體。但由于山核桃屬植物中所含具體化學物質及轉變機理暫無相關文獻可供參考，本文也不做深入探討。

2處理工藝及流程

由于山核桃預加工生產周期短，水量大且集中，廢水中含有有毒物質，無法直接采用生物法處理。同時廢水中形成COD的物質，大部分為有機物，絮凝法基本沒有效果。因此采用高級化學氧化法來處理山核桃預加工廢水。工藝采用芬頓試劑氧化-石灰法，雖然芬頓試劑中鐵離子在反應后生成的復雜水合物具有一定的絮凝能力。但是生成的絮凝體過小，這些絮凝體需要很長時間才能沉淀，因此后續添加陰離子型PAM助凝劑以改善沉淀效果。芬頓法是當今應用最廣泛的一種高級氧化工藝(AdvancedOxidationProcess，AOP)，在實際操作過程中采用亞鐵鹽作為催化劑，來激活H2O2，產生氧化能力很強的羥基自由基（•OH），用來氧化分解廢水中的有機物，從而達到降低廢水的化學需氧量（COD）以及色度的目的。聚丙烯酰胺(PAM)在廢水處理上，常用作絮凝劑或助凝劑劑。在山核桃預加工廢水處理中起到加速懸浮物的沉淀，促進污泥壓榨的效果。本項目采用陰離子型聚丙烯酰胺。

3主要構筑物設計參數

3.1調節池的主要作用是調節水質、水量均勻，同時可以預調pH值，使原水pH值處于芬頓氧化法最佳處理效果區間，減少后續藥劑使用費用，同時加快反應時間。由于處理水量隨時間波動明顯，白天開工水量大，而晚上基本沒有廢水產生。故調節池容積設計偏大，為800m3。并在旁邊增設一座500m3緊急事故池，地下式鋼砼結構。作用有：接納調節池溢流水量；收集未達標廢水；預留今后交易市場發展增長水量。

3.2反應池1作為芬頓氧化反應池，用以添加芬頓試劑，處理量為25m3/h，池體尺寸：1.5m×1.5m×4m，采用機械攪拌，混合反應設計時間為20min。

3.3反應池2作為中和池，用以添加石灰，處理量為25m3/h，池體尺寸：1.5m×1.5m×4m，采用機械攪拌，加藥口設為池體中部，混合反應設計時間為10min。

3.4反應池3作為絮凝池，用以添加APAM，處理量為25m3/h，池體尺寸：1.5m×1.5m×4m，采用機械攪拌，混合反應設計時間為20min。

3.5中和沉淀池利用淺層沉淀原理，斜板使斷面濕周增大，水力半徑（R=面積/濕周）減小，從而降低雷諾數（Reynolds數，Re=vRρ/μ），增大弗洛德數（Froude數，Fr=v/sqrt(lg）)。在增大池體容積利用的前提下，同時也解決了排泥問題。處理量為25m3/h，設計表面負荷為0.85m3/m2•h。池體尺寸：5.0m×8m×4.5m。

3.6污泥濃縮池用來收集沉淀池污泥，并進行初步濃縮，上清液回流調節池。池體尺寸：5.0m×1.5m×4.5m。3.7設備藥劑間用來儲存藥劑，放置污泥泵、壓濾機，房間尺寸：12m×10m×3m。

4結語及處理情況

該工藝于2014年投入使用，經過在9月份的實際運行，達到了設計要求及預期效果，出水CODCr控制在85~95之間。水質清澈透明，色度<5倍。

4.1應用“芬頓氧化-中和沉淀工藝”法處理山核桃預加工廢水是可行的。

4.2該工程設計處理水量為500m3/d。由于工藝路線短，反應速度快等優勢，處理設施及設備總投資預計為40萬元。

4.3由于處理方式為化學及物理方法，耐沖擊及負荷變動范圍大。并可根據實際水質及水量，調整加藥量，出水水質可控。

4.4廢水處理后各項指標如COD及色度等，均達到國家排放標準《污水綜合排放標準》（GB8978-1996）中一級排放要求，且無二次污染物產生，符合當地環保部門要求。