導語：如何才能寫好一篇廢水鹽度的處理方法，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。

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關鍵詞：高鹽有機廢水　處理技術　研究與發展

高鹽度，也就是所說的含鹽度高于1%，即鹽度大于10g/L。而高鹽度廢水，不僅包含無機鹽，其中還含有大量有機物和總溶解性固體物。高鹽度廢水主要來自于海水的利用，例如，當海水用于生活用水與工業用水時，排放的廢水中含有大量的無機鹽，這些無機鹽逐漸形成高鹽度廢水；還有一種情況就是許多工業部門，諸如海產品、奶制品加工、肉類加工、制藥和發酵等工業部門，隨意排放廢水，形成了高鹽度廢水。另外一種高鹽廢水來源于多方面，主要是一些污染嚴重，又未經處理的廢水形成的。目前，處理高含鹽度有機廢水的方法有很多種，而常規的處理方法不適宜去處理，現有的處理方法又存在較多的劣勢，高效處理高鹽有機廢水是當前治理環境的重要任務。

一、高鹽有機廢水處理技術研究現狀

1.馴化污泥處理高鹽有機廢水

世界上許多先進的國家投入大量的資金去研究高含鹽有機廢水的生物處理方法，研究的重點主要放在了污泥的馴化方式與機制，同時取得了一定的進展。在研究處理方法的過程中，他們以有機物去除率、系統的穩定性、系統容積負荷等一系列指標為基準，對馴化污泥處理技術和高鹽有機廢水生化處理工藝設計參數進行了細致的研究。

1.1傳統活性污泥法

在許多處理方法中，有一種方法是培養出一種微生物去處理，這種微生物是經過了活性污泥的馴化，具有良好的降解性與耐鹽性。培養這種微生物不僅是有效處理高鹽有機廢水的條件，而且這種方法是處理高鹽有機廢水最普及的一種，人們通常稱這種方法為傳統活性污泥法。

1.2 SBR及其改良工藝

另一種處理方法以及它的改良工藝完全優于傳統活性污泥法，具有較強的靈活性與抗負荷能力，它的許多優勢是許多方法不能夠相提并論的，這種方法通常稱為序批式活性污泥法（SBR）。

張華與張學洪在研究高鹽度采油廢水處理工藝的調試與運行時采用了先進的ABR+SBR組合的方法。這種方法的優點在于出水的質量比污水綜合排放標準（GB8978-1996）要優，它的工作原理是在污泥的培養馴化期間，有效控制水的比例（污水于清水）。隨著清水的減少，鹽度也會相應地提高，最終其鹽度與污水相同。污泥中篩選出的耐鹽菌可以在污水中生存，生物處理系統趨于穩定。

1.3生物膜法

還有一種較為節省時間的方法，這種方法的抗毒性與抗沖擊性較前兩種方法都有比較大的提高，它有利于對污泥齡的維持，同時對生物的穩定也有積極作用，這種方法被稱為生物膜法。

張明生與齊永紅在處理高含鹽度廢水時采用了生物接觸氧化法。它的目的是為了研究當鹽濃度升高時，系統是否對COD去除率和抗沖擊力產生較大的影響。經研究得知，當進水硫代硫酸鈉濃度、出水COD濃度、COD去除率分別保持在573”—”14812mg/L、500mg/L、91～95%時，抗沖擊能力以及恢復程度較好。

2.利用嗜鹽菌處理高鹽有機廢水

嗜鹽菌是一種生活在高鹽度環境中的細菌，嗜鹽菌具有異常的膜，只有在高鹽濃度下才能保持穩定。在處理高鹽有機廢水時，利用嗜鹽菌的特點可以減小鹽濃度對有機廢水生物處理系統的壓力。

C.R.Woolard在處理高含鹽度有機廢水時采用了嗜鹽菌，實驗中的嗜鹽菌從大鹽湖中提取出來，經過試驗，得出以下結論，當序批式反應器中鹽、氨、磷等物質濃度達到15%時，酚就可降解。合成酚廢水（含1～15%的鹽）經過7小時的反應處理后，酚基本去除，出水懸浮物、SVI濃度都保持在合理范圍內。

F.Kargi在處理高含鹽度有機廢水時采用了嗜鹽菌，不同的是該實驗室在好氧序批式反應器中進行的。在一定時間內，廢水中的COD得到大規模去除。實驗表明，耐鹽菌有利于去除廢水中的COD，去除效率遠大于普通活性污泥處理法。

李維國與馬放在利用嗜鹽菌處理高鹽制革廢水時是在SBR反應器中進行的，實驗中的嗜鹽菌在曬鹽池的鹽水中提取，并與生物活性碳技術同時進行實驗，得出以下結果，經過較長時間處理高鹽制革廢水，CODcr、COD都得到比較理想的去除。該實驗說明了“嗜鹽生物活性碳”技術可有效治理高鹽制革廢水。

綜上所述，嗜鹽菌在處理高鹽有機廢水方面具有巨大的優勢，它處理工藝簡單、處理周期短，這些優勢使得嗜鹽菌會有廣闊的發展前景，在處理污水方面必將會大范圍的替代傳統污水處理法。

二、已有研究及技術的不足與發展趨勢

在目前已有的高鹽廢水處理技術中，依然存在著一些技術難題問題，例如，在高鹽有機廢水生化處理過程中，鹽分的濃度對微生物的生產有著較顯著的影響，微生物不能適應高鹽度的環境，而經高鹽度環境馴化之后的微生物種類會減少，這又會影響生物系統的穩定性；微生物的馴化過程同樣存在著周期長、啟動慢、技術難度大等難以解決的問題；除此之外，在嗜鹽菌強化處理高鹽有機廢水的研究中，研究沒有形成一定的體系，研究對象單一，研究過程較為復雜。在這些缺陷上還有待研究，進一步擴大嗜鹽菌在處理有機廢水領域的使用范圍。 上述問題在高鹽有機廢水處理技術的研究與實踐中已經逐漸引起學界重視，相信在今后的技術研究中，解決這些問題將會成為重點研究方向。

三、總結

綜上所述，生物處理法在廢水處理中體現出較強的經濟型和有效性，但是高鹽有機廢水的高鹽度對生物的毒害作用制約著常規生物處理對該種污水的處理效率，對此應強化對嗜鹽菌株的篩選與培養，進一步提升生物處理法對高鹽有機廢水的處理效率。

參考文獻

[1]信欣、王焰新、羊依金等.生物強化技術處理高鹽有機廢水.[J].水處理技術.2008,34(8):66-70.

[2]鄒小玲、丁麗麗、趙明宇.高鹽度廢水生物處理研究.[J].工業水處理.2008,28(9):1-4.

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關鍵詞 嗜鹽菌；高鹽濃度；細菌視紫紅質

中圖分類號：Q93 文獻標識碼：A 文章編號：1671-7597（2013）13-0009-02

1 嗜鹽菌的嗜鹽機制

1.1 嗜鹽菌的細胞壁

1.1.1 成分的特異性

嗜鹽菌細胞壁不含有肽聚糖，卻有富含酸性氨基酸的糖蛋白，這些帶有負電荷的氨基酸比如谷氨酸、天門冬氨酸等。這樣在高鹽濃度的溶液里面，鈉離子會結合在嗜鹽菌的表面，正好屏蔽掉這些氨基酸所帶的負電荷。因此Na+對于嗜鹽菌細胞壁的結構完整具有重要意義。

1.1.2 嗜鹽菌細胞壁對一定鹽濃度的依賴性

嗜鹽菌在高鹽的溶液里，鈉離子會結合在嗜鹽菌細胞壁表面，屏蔽其所帶的負電荷。當溶液中的鈉離子不足或鈉離子被稀釋時，蛋白質的負電荷部分就會互相排斥，細胞壁會一塊一塊地破碎，最終導致細胞裂解。

1.2 嗜鹽菌的細胞膜

1.2.1 嗜鹽菌細胞膜上的細菌視紫紅質

嗜鹽菌細胞膜上含有與視覺中的視紫紅質相類似的蛋白質，被稱為細菌視紫紅質（bacteriorhodopsin，bR）。細菌視紫紅質有光驅動質子泵功能。細菌視紫紅質中視黃醛分子的結構一般是全-反式（all-trans），但是在光照條件下，視黃醛分子會發生13-順式（13-cis）的結構異構化，H+經中間形態泵出膜外，最后細菌視紫紅質返回初態B，這樣就完成了光循環。隨著質子累積在膜的外表面，質子驅動力增加，直到膜兩側的質子差可以驅動膜上的ATP酶時，ATP酶就可以開始ATP的合成。因此，嗜鹽菌可以利用光能進行低速增長，使嗜鹽菌更能適應一些能量不足的環境。

1.2.2 嗜鹽菌細胞膜保鉀排鈉的功能

嗜鹽菌細胞質中的Na+離子的濃度并不高，但是細胞質中的K+離子的濃度卻很高，可以高達7 mol/L。這是由于某些嗜鹽菌具有Na+/K+反向轉運功能，而這種功能是正是利用了光介導的H+質子泵，它具有向外排放Na+和吸收和濃縮K+的能力。這樣可以調節細胞內外的滲透壓來對抗細胞外的高滲環境，提高它的耐鹽性。

1.3 嗜鹽菌的細胞質

1.3.1 嗜鹽菌細胞質維持胞內滲透壓平衡的方法

嗜鹽菌主要依靠兩條途徑來維持胞內滲透壓平衡，其一是細胞中聚集無機鹽離子如K+，其二是聚集相容性物質如糖類、甜菜堿和四氫嘧啶等。嗜鹽菌還能產生和積累一些相容性溶質，既能幫助正常的細胞代謝活動，又有助于平衡胞內外滲透壓。比如在一種嗜鹽外硫紅螺菌（Ectothiorhodospira sp.）中發現環狀氨基酸，它在細胞內含量可達0.25 mol/L，約占胞內全部有機溶質的10%，成為此類嗜鹽菌的主要的滲透壓調節劑，有助于穩定和保護菌體內酶的活性，使其能夠在高鹽濃度下正常生長。

1.3.2 嗜鹽菌中酶與蛋白質的嗜鹽機制

高鹽溶液會使普通蛋白質的水膜遭到破壞，導致蛋白質間的疏水作用加強，使蛋白質空間結構發生變換，甚至失活變性。而在嗜鹽菌的細胞質中，卻含有高濃度的鉀離子。這些鉀離子不僅能夠調節胞內外滲透壓的平衡，也是嗜鹽菌酶與蛋白質保持活性的條件。嗜鹽菌的酶與普通蛋白質不同，它在酶的表面引入了酸性氨基酸的殘基。酸性氨基酸能在蛋白質和酶表面形成一層薄薄的水保持層，阻止蛋白質分子與酶相互碰撞，從而避免了它們之間的凝集。同時，堿性氨基酸殘基能與酸性氨基酸形成鹽橋來消除鹽離子的屏蔽效應。相反在低鹽濃度下，由于電荷的排斥作用，酶和蛋白質就會變性失活。

2 嗜鹽菌嗜鹽機制的應用前景

2.1 細菌視紫紅質在生物電子領域的應用

細菌視紫紅質的非線性光學性、瞬態光電響應性和光致變色性等都特別優秀，因此它在很多方面都擁有廣闊的前景，比如生物芯片、神經網絡、人工視網膜和光信息存儲等領域都有發展前景。另外，在太陽能利用方面，利用bR蛋白質的質子泵作用，可以研制天然的太陽能電池和對海水進行淡化。

2.2 利用嗜鹽菌處理高鹽度廢水

高鹽度廢水大量含有無機鹽離子和有機物質。過高離子濃度對微生物生長有十分強烈的毒性，因此高鹽度廢水給生物處理帶來一定的難度。利用生物方法處理高濃度的污染物，就必須用到嗜鹽菌。大多數專家認為，利用生物法處理高鹽度廢水在技術上是可行的，因為在高鹽環境中嗜鹽菌對污染物的降解作用十分有效。而嗜鹽菌對于鹽度的高低十分敏感，鹽度對于嗜鹽菌處理有機污染物的脫氮、除磷和降解都有或大或小的影響。因此想要用嗜鹽菌處理高鹽度廢水的方法實施起來，還需要在很多方面進一步的研究和改進。

2.3 利用嗜鹽菌研制工業耐鹽酶

工業上使用的耐鹽酶很多都是來自嗜鹽菌。在以色列，Mevarechy領導的小組在大腸桿菌中將嗜鹽二氫葉酸和蘋果酸脫氫酶基因成功表達出來，這使得耐鹽酶也能在大腸桿菌中生產。嗜鹽菌在工業廢水處理中也有很大的作用，嗜鹽堿放線菌（Nocrdioides sp.M6）對于2，4，6-三氯酚有很強的降解作用，利用這一特性，可以來處理工業廢水，還可用于環境治理等。

2.4 嗜鹽菌相容性溶質的應用

嗜鹽菌在高鹽度的環境中，在胞內形成了很多相容性溶質。這些溶質包括甘氨酸甜菜堿、四氫嘧啶、谷氨酰胺和海藻糖等。羥基四氫嘧啶和四氫嘧啶可以作為穩定劑，它可以保護蛋白質等，使其抗凍、抗鹽、抗干燥。在很多化妝品中，羥基四氫嘧啶和四氫嘧啶都是其中的重要成分，例如德國的莫克公司就曾經生產過一種化妝品，就利用它來抗衰老和抗干燥，作為保濕劑。

3 總結

嗜鹽菌是極端環境微生物的重要類群，其深入的研究有利于闡明生物多樣性形成的機制和與極端環境的適應機制，具有極為重要的科學意義。國內外研究內容涉及極端嗜鹽菌微生物的資源調查、物種分析和生化適應分機理研究等，其應用研究主要集中在極端嗜鹽酶類、生物表面活性物質和生物納米材料“紫膜”等方面的開發利用。近年來，極端微生物分子生物學、基因組學和蛋白質組學等方面亦取得重要進展。嗜鹽菌在高鹽環境中經過長時間的進化，已經成功適應了并且依賴上了高濃度鹽環境，擁有了自己獨有的嗜鹽方法與機制。我們應該加大對嗜鹽菌的研究，從中我們可以發現很多生命的奧秘，同時可以開發其用途，進一步造福于人類。

參考文獻

[1]王航，余若黔.極端嗜鹽菌研究進展[J].四川食品與發酵，2002，38（113）：9-12.

[2]劉會強，張立豐，韓彬，等.嗜鹽菌研究新進展[J].新疆師范大學學報（自然科學版），2005，24（3）：84-88.

[3]陶衛平.嗜鹽菌的嗜鹽機制[J].生物學通報，1996，31（1）：23-24.

[4]呂愛軍，胡斌，溫洪宇，等.極端嗜鹽菌的特性及其應用前景[J].微生物學雜志，2005，25（2）：65-68.

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關鍵詞：光合細菌 分解能力 供氧能力

一、正文

（一）立論依據

近些年來發展起來的光合細菌處理法,則是一種以紅假單胞菌為主,管理簡單,降解率高的廢水處理系統。 與目前廣泛應用的生物處理廢水系統如活性污泥法、生物膜法和厭氧法相比，PSB在自然光照和微量好氧條件下，可以直接對各種高濃度有機廢水進行高效率的處理,并且在處理前不需對廢水進行稀釋。具有節約電能、水源、設備及運轉費用等優點，菌體污泥可綜合利用，作為魚和家畜的餌料，不造成二次污染。

（二）研究方案

1.研究目標

（1）了解光合細菌分解有機物的機制，計算分析分解能力；

（2）檢測光合細菌在凈化分解有機物的同時是否有有害物質產生，計算危害物質的產量，設計消除危害物質的有效方式；

（3）將光合細菌在一種無危害的情況下推入環保事業，進行工業化生產。

2.解決的關鍵問題

（1）分析比較在同樣條件下光合細菌對于不同有機物的分解能力；

（2）檢測光合細菌在分解有機物過程中是否有危害物質產生，記錄產生的危害物質名稱與其產生的量，比較危害物質的產生量與氧氣的產生量和有機物的分解量。

3.研究方法

分光光度法測定水溶液中的有機酸含量、甲醛滴定法測定氨基酸含量、按靛酚藍法或次溴酸鈉氧化法檢測溶液中的氨含量、分光溫度計檢測溶液中淀粉的含量，并分別計算光合細菌的分解量。

（三）實驗方案及操作方法

1.選取同齡同量的光合細菌四份，在同條件培養的情況下，放置于同溫度的恒溫箱里，將菌體分別放置于含有同等濃度有機酸、氨基酸、氨、淀粉溶液的培養基中，培養3天、5天、10天、15天、30天時，分別用分光光度法測定水溶液中的有機酸含量、甲醛滴定法測定氨基酸含量、按靛酚藍法或次溴酸鈉氧化法檢測溶液中的氨含量、分光溫度計檢測溶液中淀粉的含量，并分別計算光合細菌的對有機物的分解量；

2.檢測恒溫箱里的危害物質，記錄其名稱，并計算其產量；

3.分析計算結果，探討光合細菌對不同有機物的分解能力。

二、附相關有機物的含量測定方法

分光光度法測有機酸濃度：

0．02 mol／L酸性高氯酸鐵溶液(其中高氯酸的濃度為0．3 mol／L)。羧酸標準溶液：分別稱取0．125 g正丁酸、正戊酸和苯甲酸用蒸餾水定容至25 mL，得到濃度為500 mg／L的羧酸標準溶液。在5 mL容量瓶中準確移入0．5 mL羧酸標準溶液或蒸餾水，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震蕩搖勻后，于室溫下(25℃)反應15 min，最后加入0．02 mol／L酸性高氯酸鐵溶液2 mL，用乙醇定容至5．0 mL，震蕩搖勻后，用l CI''II比色皿以未加羧酸的溶液為參比溶液，于520 nnl波長處測定吸光度值。

三、氨濃度檢測

氨溶解于水中時，一部分與水反應，生成銨離子即所謂離子氨或非游離氨，一部分形成水合氨離子即所謂的非離子氨或游離氨。

按靛酚藍法，次溴酸鈉氧化法(G Bl2763．4-91)測定得到的氨濃度(NH3-N)看作是非離子氨與離子氨濃度的總和，非離子氨在氨的水溶液中的比例與水溫、pH值以及鹽度有關?？砂聪率龉綋Q算出非離子氨的濃度。

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--氨的水溶液中非離子氨的摩爾百分比；

c(NH3) --現場溫度、pH、鹽度下，水樣中非離子氨的濃度(以N計)，mg/L；

c(NH3-N)--用監測方法測得的水樣中氨的濃度，μmol／L ；

T--海水溫度，K；

S--海水鹽度；

pH--海水的pH；

pKS·Ta --溫度為T(T＝273十t)，鹽度為S的海水中的NH+4的解離平衡常數KS·Ta 的負對數。

四、甲醛滴定法測定氨基酸含量

（1）取3個25 mL的錐形瓶，編號。向第1、2號瓶內各加入2 mL 0.1 mol／L的標準甘氨酸溶液和5 mL水，混勻。向3號瓶內加入7mL水。然后向3個瓶中各加入5滴酚酞指示劑，混勻后各加2mL甲醛溶液，再混勻，分別用0．1 mol／L標準氫氧化鈉溶液滴定至溶液顯微紅色。

重復以上實驗2次，記錄每次每瓶消耗標準氫氧化鈉溶液的mL數。取平均值，計算甘氨酸氨基氮的回收率。

甘氨酸氨基氮回收率％= 實際測得量 / 理論加入量 × 100%

公式中實際測得量為滴定第1和2號瓶耗用的標準氫氧化鈉溶液mL數的平均值與3號瓶耗用的標準氫氧化鈉溶液mL數之差乘以標準氫氧化鈉的摩爾濃度，再乘以14．008。

2mL乘以標準甘氨酸的摩爾濃度再乘14．008。即為加入理論量的mg數。

（2）取未知濃度的甘氨酸溶液2ml，依上述方法進行測定，平行做幾份，取平均值。計算每ml甘氛酸溶液中含有氨基氮的mg數。

式中：為滴定待測液耗用標準氫氧化鈉溶液的平均mL數。為滴定對照液（3號瓶）耗用標準氫氧化鈉溶液的平均mL數。Mol/NaOH為標準氫氧化鈉溶液的真實摩爾濃度。

參考文獻：

[1]程新，涂曉嶸 ，魏賽金 ，涂國全.一株光合細菌的分離鑒定及其處理污水能力的研究》［D］

[2]徐婧. 《淺談光合細菌的應用》［D］. 2010

篇4

關鍵詞：活性炭；磺胺嘧啶；吸附；鹽度

中圖分類號：X502 文獻標識碼：A

前言

磺胺抗生素（Sulfonamides，SAs）是一類具有廣譜抗菌作用的合成藥物，它們被大量地應用于人類疾病治療、水產和畜禽養殖中動物的疾病預防等[1]。磺胺抗生素在被人或是動物服用后，僅20%～40%能被吸收并發揮藥效，其余大部分藥物在1～2d內以母體或代謝產物形式隨排泄物直接排出，進入自然環境[2-3]。很多國家的地表水、沉積物以及水生物體內都檢測到了多種磺胺抗生素[4-6]。這些磺胺抗生素作為人造外源化學品，進入環境后很可能誘導產生大量的耐藥致病菌以及生物代謝，從而影響生態系統的正常發展并最終危害到人類健康[6，7]。

前述研究表明，磺胺抗生素隨各類廢水進入環境后降解較慢，極有可能長期殘留[8-9]。因此，有必要尋找高效、經濟的處理技術來去除廢水中的磺胺抗生素，這對保護環境及減少其對人類健康的危害有重要意義。

本文以磺胺嘧啶（SD）為研究對象，通過對其在活性炭的吸附行為分析，以及溶液pH值、鹽度等不同環境條件對磺胺嘧啶在溶液中吸附行為的影響，研究不同的環境條件下磺胺嘧啶的吸附。

1 實驗內容

1.1 實驗主要試劑和儀器

磺胺嘧啶（Sulfadiazine，SD，C10H10N4O2S≥99%），購買自Sigma-Aldrich公司（USA），SD的結構式見圖1，SD的主要理化性質是分子量M=250.28g/moL，溶解度S=77 mg/L，logkow = -0.09，pKa1 =1.57，pKa2 = 6.50 [3]。

圖1 磺胺嘧啶的分子結構

活性炭粉末（Charcoal active powder，直徑

儀器和材料：UV-2600型紫外-可見分光光度計（日本Shimadzu公司），HZS-H水浴振蕩器（哈爾濱東聯電子技術開發有限公司），TG16-WS臺式高速離心機（湘儀離心機儀器有限公司，湖南長沙）等。

1.2 實驗方法

分別稱取0.1g、0.2g、0.5g、1g、2g、5g、10g活性炭，加入到40mL聚丙烯離心管，加入30mL10mg/L的SD溶液，將離心管置于振蕩器中在25℃160r/min下振蕩吸附24h，吸附完成后檢測上層液中SD的濃度，每個實驗組重復3次。

配制3組30mLSD溶液，每組溶液中SD的濃度分別為0.5mg/L、1mg/L、2mg/L、5mg/L、10mg/L，各加入0.5g活性炭，將3組SD溶液pH分別調節為4.0、6.8和10.0，將3組離心管均置于振蕩器中，其余處理步驟同上。

配制3組30mL SD溶液，每組溶液中SD濃度分別為0.5mg/L、1mg/L、2mg/L、5mg/L、10mg/L，各加入0.5g活性炭，以氯化鈉將3組SD溶液中初始電導率分別條節為0.01ms/cm、1ms/cm和4ms/cm，將3組離心管置于振蕩器中，其余處理步驟同上。

1.3 樣品處理與檢測方法

吸附完成后取10mL懸浮液在8000r/min下離心5min，離心后的上層清液過0.45?m有機濾膜，在紫外-可見分光光度計上波長為275nm條件下檢測SD濃度。

2 結果與討論

2.1 3種吸附擬合模型

吸附中常用的擬合模型主要有3種：線性模型（Linear Model），弗勞德里希模型（Freundlich Model）和朗繆爾模型（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為吸附量（mg/g），Ce為平衡濃度（mg/L），KD是線性分配系數（L/g）；KF是Freundlich吸附系數（mg1-nLn /g）， n是與溫度有關的常數；KL為Langmuir吸附系數（L/mg），Qm為最大吸附量（mg/g）。

以不同質量的活性炭吸附處理10mg/g的SD溶液，結果如圖2所示，將吸附后的平衡濃度和吸附量分別擬合3種吸附模型，得到的擬合參數見表1。

在線性模型（Linear Model）中，KD為SD在活性炭和溶液兩相之間的分配系數，用以表征活性炭對SD 的吸附難易程度，本研究中，KD為1.403L/g，與文獻[10]中SD在其他材料上的吸附分配系數相比略大一些，說明相較于其它材料，活性炭對SD的吸附更容易進行。

在弗勞德里希模型（Freundlich Model）中，KF表征吸附親和力的大小，n能反應SD在活性炭上吸附的非線性程度以及吸附機理的差異。本研究中KF=1.245，與陳昇[11]等報道的4種磺胺抗生素KF在2.36～～3.49略有差距，但是與Thiel-Bruhn[12]所報道的5種磺胺類藥物在不同粒級土壤中 KF變化0.5～6.5極為接近；此外n>1說明在本實驗濃度范圍內水-活性炭體系中兩相平衡濃度之間不呈線性關系，且隨溶液中濃度升高，SD越來越難吸附到。

在朗繆爾模型（Langmuir Model）中，Qm為1.099 mg·g-1，與孔晶晶等[13]報道的SD在泥炭土中最大吸附量1.40很接近，但是較方媛報道[14]的3.33～10 mg/g小很多，這可能與活性炭的來源不同有關。比對3種模型擬合的相關系數可知，朗繆爾模型的R2明顯好于線性模型和弗勞德里希模型，說明本研究中SD在活性炭上的吸附形式，更符合單分子層吸附過程。

圖2 不同質量的活性炭對SD吸附曲線 （pH=6.8，CSD=10 mg/L）

表1 SD在活性炭上吸附的吸附等溫線（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是樣品重復次數。

2.2 pH對吸附的影響

pH能顯著地改變SD在溶液中的存在形態，從而能顯著地影響SD在活性炭上的吸附。因此，研究了pH對SD吸附行為的影響，結果如圖3所示。

圖3 不同pH對活性炭吸附SD的影響

由圖3可知，隨著溶液中pH從4.0增加到6.8，10.0，SD在活性炭上的吸附量劇烈下降，說明溶液pH值對SD的吸附有重大影響。綜合考慮SD的結構特性pKa1=1.57，pKa2 = 6.50，可知在pH=4.0～6.5條件下，SD主要以中性分子形態存在，隨著溶液pH值增加，SD中性分子形態的比例逐漸減小，它們陰離子形態含量的比例逐漸增加?；钚蕴勘砻婧写罅康氖杷鶊F和親水基團，中性分子形態的SD能夠通過疏水性分配作用和有機質相溶機制[15]被吸附。當 pH>6.4時，中性分子形態SD減小而陰離子形態的SD比例增加，陰離子形態的SD與活性炭表面之間的吸附減弱，使吸附量減小。Gao et al [1]曾報道，3種形態的磺胺類藥物在粘土礦物中吸附能力的順序為：陽離子形態>中性分子形態>陰離子形態，謝勝等[13，16]也證實了這個結論。

2.3 鹽度（Salinity）對吸附的影響

以氯化鈉調節溶液的鹽度，探討了溶液中鹽度在0.01ms/cm、1ms/cm和4ms/cm的3種條件下活性炭對SD的吸附狀況，結果如圖4所示。

圖4 不同鹽度對SD在活性炭上吸附行為的影響

有研究人員報道，溶液中電解質的存在，會因靜電屏蔽效應改變溶液中吸附質-吸附劑交互作用的強度[17]。從圖4中可以看出，離子強度對活性炭吸附SD的影響較為微弱。試驗結果表明，靜電作用不是SD在活性炭上吸附的主要機理。這也從另一個角度證實活性炭對SD的吸附，是通過活性炭表面疏水基團來完成的；王健行等[18]研究認為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關鍵因素。

3 結語

活性炭對SD的吸附，用3種吸附模型擬合后由R2值可知，朗繆爾模型擬合相關性最好，說明SD在活性炭上的吸附方式，與單分子層吸附過程更為接近。

pH值能夠顯著地影響SD在活性炭的吸附，低pH值條件下SD的吸附量顯著地大于在高pH下的吸附量。

SD在活性炭上的吸附幾乎不受鹽度影響，說明活性炭對SD的吸附不是靜電引力作用實現的。

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篇5

關鍵詞：膜 海水淡化 脫鹽 反滲透 電滲析

全球水的總儲量為 13.86億 km3，海水就占有96.5％，人類可取用的地表水和淺層地下水僅為0.79％，且隨地域和季節變化分布極不均勻。為了向大海索取淡水，上世紀五十年代初，膜技術便被優先提出來了，至七十年代海水淡化技術在世界上實現了商品化，經過產品換代、工藝革新，目前已成為最經濟的海水淡化和高鹽度苦咸水脫鹽技術。在國家支持下，我國海水淡化技術也取得了令人矚目的業績，成為具有自行設計、生產海水淡化裝置的國家。

1 應用概況

海水淡化是指將35000mg／L的海水淡化至500mg／L以下的飲用水。目前，世界上裝機應用的海水淡化方法主要有多級閃蒸（MSF）、多效蒸發（MED）和反滲透法（RO），半個世紀以來己養活了世界上1億多的人口，促進了干旱沙漠地區和發達國家沿海經濟和社會發展。

據國際脫鹽協會統計，截止1995年底，全球日產水量在100m3以上的裝置有11066臺，每天生產淡水2030萬m3。截止1997年底，裝置總數12451臺，每天產水2273萬m3，其中海水淡化為1337萬m3、苦咸水淡化為5840萬m3，且以年10-30％的速度增長。就海水淡化而言，裝機容量以MSF為主，但近年來RO發展很快。MSF除極大型裝置外，1995年以來合同額極少。MSF從1989年的84.4％下降為1997年的76.04％。而RO從1989年的5.6％上升為1997年的14％。MED1989年占6.7％，至1997年僅占5.47％。

對沿?？嘞趟擕}RO占絕對優勢，占76.23％，投資和造水成本更低。對廢水和水凈化RO也分別占到約65％和94％。1995年后，新增海水淡化和苦咸水淡化裝機容量RO為90％。最大規模的RO海水淡化廠建在沙特阿拉伯，日產淡水12.8萬/m3。最大規模的RO苦咸水淡化裝置建在美國，日產27萬m3。

篇6

關鍵詞：鋼鐵廢水；超濾；反滲透；廢水回用

鋼鐵作為一種基礎原材料，近年來產能不斷增加，據統計，我國2016年粗鋼產量為8.084億噸，占全球粗鋼產量的近50%，鋼鐵行業屬于用水及排水大戶，生產過程中會排放大量的污水，伴隨著水資源短缺、水體污染日益嚴峻的現狀及國家清潔生產節能減排的行業政策，鋼鐵廢水循環回用已經迫在眉睫。鋼鐵廢水主要來源于生產過程中的冷卻水，具有水質水量波動大，排放量大，色度、硬度及懸浮物含量高，同時有機污染物含量較低的特點，傳統的處理工藝大多采用物化處理，利用加藥沉淀+過濾的方法去除水體中的懸浮物，效果較好，但是又會產生鹽度較高的二次污染問題。為了達到鋼廠廢水的回用標準，加大廢水循環利用率，超濾+反滲透組合工藝已成為鋼鐵廢水的深度處理的重要工藝流程之一。本案例鋼廠廢水經預處理后采用超濾+RO反滲透工藝進行處理，出水可以達到鋼廠回用水水質標準。

一、廢水特點及回用標準

依據該鋼廠的詳細工程分析及同行業廢水產水量實際檢測數據，估算本工程設計理論處理水量為500m3/h，考慮廠區的遠景規劃、污水處理站的緩沖容量及占地面積，實際設計水量為600m3/h，廢水經處理后達到《鋼鐵企業給水排水設計規范》GB50721-2011中回用水水質標準。進水水質及回用水質標準見表1。

二、處理工藝方案比選

傳統的鋼鐵廢水處理工藝主要采用混凝沉淀+過濾的處理方法，此工藝雖然對懸浮物、濁度有較好的處理效果，但是處理后出水硬度較高，并且不具備除鹽功能，因此鋼廠廢水在實際循環利用中出現了一系列的問題。李杰采用高密度沉淀池—V型濾池處理某鋼廠廢水，在實際運行中出現了：①循環水腐蝕傾向增加、PH值偏低；②循環水細菌數量增加；③循環水濁度升高，SS波動范圍較大；④輸水管線內出現了后沉淀的現象。因此，傳統工藝在實現鋼廠廢水回用過程中存在技術壁壘，為了更好地提升出水水質，達到回用水水質標準，就需要在傳統工藝基礎上增設深度處理。目前，國內常采用的深度處理工藝包括：多介質過濾器+反滲透+鈉離子交換、超濾+反滲透等，其中超濾+反滲透工藝由于其出水水質穩定，可以有效地去除廢水中的濁度及鹽度而被廣泛應用在鋼廠廢水處理的實際工程中。本實例結合已報道的成功案例經驗，從企業的需求出發，經過工藝比選及水質水量分析，最終選擇混凝沉淀+V型濾池+超濾+反滲透的組合處理工藝，使廢水處理后能夠實現廠區內循環利用。

三、工藝流程說明

廢水經各個車間的下水管網收集后，進入自動回轉式格柵機來去除大塊的漂浮物，出水流至隔油池去除水中懸浮的油脂，隔油池配自動刮油機。隔油池后設置調節池，調節池的主要功能是調節水質和水量，并在池底均勻布設水下攪拌設備，避免懸浮物沉積同時為后續工藝的連續穩定運行提供必備的水利條件，調節池出水利用泵將水提升至混凝沉淀池，混凝池前段順次投加已配制好的混凝劑及絮凝劑溶液，通過藥劑的混凝作用將廢水中的懸浮物、膠體物質聚合成絮狀體，在沉淀池通過重力沉降進行去除，混凝沉淀池的后部加入軟化藥劑降低硬度?；炷恋沓爻鏊M入V型濾池，通過靜沉進一步去除水中的SS和硬度。混凝沉淀池及V型濾池的排泥經污泥濃縮池及板框壓濾脫水，形成泥餅后外運。鋼廠廢水經前段處理后，廢水中SS、膠體、漂浮物、硬度等污染物得到了一定的去除，廢水進入深度處理工序。深度處理的核心技術是超濾+反滲透，利用超濾膜的過濾作用，可以有效地截留廢水中剩余大分子物質、微小懸浮物、膠體物質和細菌等雜質。超濾出水經RO保護器后進入反滲透工序，利用反滲透膜選擇透過性的特點，水分子透過膜成為淡水，進入回用水池，在廠區內循環利用；膜截留下來的重金屬離子、微生物、膠體等污染物進入濃水池，在高爐沖渣中使用。具體工藝流程圖見圖1。

四、主要構筑物及設備參數

1.格柵。格柵設置4臺，粗細各2臺。粗格柵用自動回轉式格柵，格柵間隙20mm，不銹鋼材質，配鏈條式格柵渣輸送機及1.5m3的柵渣收集筐，安裝傾角70°~75°。細格柵選用自鋼廠廢水處理工程設計實例苗志加鄧思遠趙磊郭珊摘要：以某鋼廠廢水處理工程為例，通過分析水質特點，采用格柵+隔油池+調節池+混凝沉淀+V型濾池+超濾+反滲透的動回轉式格柵，格柵間隙20mm，不銹鋼材質，配鏈條式格柵渣輸送機及1.5m3的柵渣收集筐，安裝傾角75°。2.隔油池。隔油池設置4套平流式并聯運行，水力停留時間為1h，有效水深2m，超高0.3m，每格池體長度20m，寬度4m，池體采用鋼混結構，配套油泵3臺（2用1備）。池底污泥斗深度0.5m、寬度0.5m、側面傾角45°。池體上方設耐火性材質蓋板密閉。3.調節池。1座，水力停留時間6h，有效水深5m，超高0.5m，池體尺寸28m×28m，總有效容積3920m3，為使水質均勻，池體下方設置4臺水下攪拌器；選擇200qw360-15-30型提升泵3臺（2用1備）。調節池出口設測流用以監控流量。4.混凝池沉淀池。2座，每座由混凝池、絮凝池、澄清池組成，混凝池尺寸：3m×3m×3.5m，池體超高0.5m，鋼混結構，池底配攪拌機1臺。絮凝池池體尺寸：10m×9m×3.5m，設4臺攪拌器，攪拌器長度2.5m。澄清池尺寸：18m×4m×3.5m。5.V型濾池。2座，鋼筋混凝土結構，尺寸13m×3.5m×3.8m，濾池超高0.3m，濾層上的水深1.5m，濾料厚度1m，配有反沖洗泵3臺（2用1備），鼓風機3臺（2用1備），反沖洗強度1.6L/（s.m2），沖洗周期48h。6.超濾裝置。設3套超濾裝置，單套設計出水200m3/h，設計膜通量50L/(m2.h)，總膜面積26730m2，單支膜面積55m2，每套裝置配有162支膜組件。配清水泵2臺（間歇運行），功率55KW，流量650m3/h，揚程25m；超濾反沖洗泵2臺（間歇運行），功率55KW，流量730m3/h，揚程20m，一級提升泵3臺（2用1備），功率45KW，流量280m3，揚程40m；超濾透過液泵3臺，功率30KW，流量286m3，揚程20m；超濾清洗泵2臺，功率15KW，流量160m3，揚程20m。7.RO系統。設3套反滲透裝置，設計膜通量15L/(m2.h)，總膜面積30870m2，單支膜面積35m2，每套裝置配有294支膜組件。配RO沖洗泵2臺（間歇運行），功率30KW，流量150m3/h，揚程40m；配高壓泵3臺（間歇運行），功率165KW，流量262m3/h，揚程150m；配濃水泵2臺（間歇運行），功率45KW，流量150m3/h，揚程65m；配RO清洗泵2臺（間歇運行），功率37KW，流量262m3/h，揚程35m；同時備阻垢劑加藥泵3臺、還原劑加藥泵3臺、次氯酸鈉加藥泵4臺、加堿泵4臺、加酸泵4臺。

五、工藝特點及運行效果分析

本工藝設計在傳統的混凝沉淀+V型濾池處理鋼鐵廢水的基礎上，增加了超濾+反滲透的深度處理，核心技術就是利用膜對廢水進行處理并達到回用水標準。然而，在實踐中經常會出現廢水中雜質濃度過高，導致膜堵塞、膜污染的問題，使產水量下降。針對這一現象，設計中在超濾膜前安裝了超濾保護器，內填充了石英砂和無煙煤的顆粒；反滲透膜前增設了保護裝置，內設有10微米濾芯，極大地延長了膜的使用壽命。調試初期，鋼鐵生產車間產量下降，車間產生的廢水量低于設計值，且水量波動較大，導致整個系統出水不穩定。經過一段時間調整后，系統趨于正常，出水水質可以穩定達到《鋼鐵企業給水排水設計規范》GB50721-2011中回用水水質標準。穩定后出水水質見表2。

六、運行成本分析

本工程投資額為8015.22萬元，設計處理水量600m3/h，年運行按330天計算，每年處理水量475.2萬m3，將藥劑、人工、設備電耗等費用核算后，噸水處理成本為4.75元，鋼鐵行業新鮮水費為5.5元/m3，廢水排污費按照污染物當量核算為0.67元/m3，噸水凈收益為1.42元/m3，每年可節約費用674.8萬元。

七、結語

1.本工程設計采用混凝沉淀+V型濾池+超濾+反滲透的組合工藝處理鋼鐵廢水，穩定運行后，出水水質滿足《鋼鐵企業給水排水設計規范》GB50721-2011中回用水水質標準限值要求。2.針對超濾膜、反滲透膜易污染堵塞的現象，設計中增加了超濾保護器，反滲透膜前增設了保護裝置，內設有10微米濾芯，極大地延長了膜的使用壽命。3.運行成本分析表明，利用本工藝進行鋼鐵廢水處理，噸水凈收益為1.42元/m3，年可節約費用674.8萬元。4.本工程案例在實踐中，不僅可以穩定運行，減少了污染物的排放，同時大大節約了新鮮水使用量，提升了該企業在本行業內的競爭力，具有較好的推廣潛能。

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篇7

關鍵詞：藻叢刷系統；鯊魚；水質；凈化

中圖分類號 S91 文獻標識碼 A 文章編號 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

隨著人們生活水平的提高，觀賞水族養殖已成為家庭裝飾的新寵。觀賞水族養殖在高速、大規模發展的同時也存在著一些問題，養殖用水的污染就是其中之一。由于水族箱體積有限、投餌和交換水困難，易造成N、P等物質的堆積，導致養殖對象生長緩慢，易發疾病，降低了水族箱的觀賞性和裝飾性。

底棲藻類作為水體中的重要初級生產者，不僅是水生態系統中物質循環和能量流動的基礎[1]，也可以通過自身吸收利用、吸附、絡合以及與其他生物協同作用調節水生態系統，凈化水質[2]。自20世紀50年代開始，研究學者開始關注利用藻類去除水體中N、P來凈化水質，已經取得了一定的成果，并且開發出以此為基礎的藻叢刷系統（Algal Turf Scrubber，ATS）[3]、底棲藻類-生物膜系統[4]和底棲藻類水產養殖系統[5-6]，已經成功用于畜禽、水產養殖廢水的處理與凈化中。馬沛明等利用浮游藻類處理某造紙廠下游的人工合成污水后指出，底棲藻類對污水TN、TP、NH4+-N和NO3--N的去除率分別達到96%、98%、98%和97%，效果十分明顯[7]。將藻叢刷系統引入到觀賞魚養殖的水質凈化中，不僅可以有效降低水體N、P的含量，而且可以減少底棲藻類在水族箱缸壁的附著，提高觀賞性。

條紋斑竹鯊（Chiloscyllium plagiosum），俗稱狗鯊、犬鯊，隸屬于軟骨動物門，須鯊綱，須鯊科，斑竹鯊屬，為暖水性小型鯊魚，在我國東海和南海均有分布。一般成魚體重1～1.5kg，最大個體3～3.5kg，體長可達1m左右。該魚喜棲息于淺海或內灣貝、藻類繁多的環境中，主食軟體動物、多毛類、蝦蟹及底棲小型魚類。條紋斑竹鯊不僅具有藥用價值[8-9]，而且還是名貴的觀賞魚類，市場價值高，是值得開發的海水魚養殖新品種。條紋斑竹鯊攝食量大，代謝產物多，易導致養殖水體中N、P累積致使水質惡化，因而在養殖過程中必須加大換水頻率和換水量以保證良好的水質。

本研究在天津海昌極地海洋世界模擬潮間帶藻類生長條件，創造干濕交替的生長環境自制藻叢刷系統，在不換水的條件下，利用養殖水體中自然附著的底棲藻類去除條紋斑竹鯊養殖過程中產生的N、P營養鹽，并定期對水質理化指標進行監測，以確定藻叢刷系統對觀賞魚養殖用水的凈化效果，為藻叢刷系統在大型水族箱觀賞魚養殖水質凈化中的應用奠定基礎。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置 試驗裝置主要由4部分組成：鯊魚養殖池（190cm×175cm×75cm）（a）、藻叢刷系統（b）、生化池+暫留池（c）、蛋白分離器（d）（圖1）。藻叢刷系統由有機玻璃制成，處理缸（120cm×30cm×50cm）內放入一塊聚乙烯篩絹（100cm×37cm）作為底棲藻類附著基質。篩網通過打磨成小刺狀，更利于藻類附著，模擬潮間帶底棲藻類生長環境，在篩網上方附有流水管，使水流自上而下通過均勻小孔流過藻叢刷篩網面，藻叢刷下方1/5面積浸入水中。然后流回養殖池，與鯊魚養殖池形成自循環。試驗期間用2支日光燈置于藻叢刷處理缸上方提供光照，光照強度控制在2 500lx，光照時間為每天7：00～19：00，光暗比為12h∶12h。同潮間帶底棲藻類所獲自然光光照周期基本保持。

1.2 試驗設計 養殖池內養殖用水體積為3.25t，共養殖37條條紋斑竹鯊，其中大小為50～80cm的條紋斑竹鯊有22條，15～17cm的15條。試驗為期60d，每日上午9：00和下午3：00進行投喂，分別投喂沙丁魚300g、200g。試驗期間分別僅采用生化池+暫留池、蛋白分離器和ATS系統處理養殖用水，整個試驗期間不換水。養殖用水由出水口分別流經生化池、蛋白分離器和ATS系統，再分別流入養殖池。

1.3 水樣采集及相關測定方法 條紋斑竹鯊養殖池內設置2個取水點，每個取水點取2個平行水樣。每隔3d水樣一次，按照海洋調查規范第4部分：海水化學要素調查（GB/T12763.4-2007）相關方法測定養殖水體中NO3--N、NO2--N、NH4+-N和PO43--P的含量：NO3--N（鋅鎘還原法）；NO2--N（重氮-偶氮法）；NH4+-N（次溴酸鈉氧化法）；PO43--P（抗壞血酸還原磷鉬藍法）。用鹽度計、溫度計、便攜式pH儀、溶解氧分析儀分別測定養殖水體鹽度、溫度、pH、溶解氧變化情況，試驗期間測得鹽度、溫度、pH、溶解氧結果如下：鹽度31%～33.5‰，溫度21.9%～26.9℃，pH8.0～8.06，溶解氧7.7～7.8mg/L。

1.4 底棲藻類收獲及測定 每7d收集一次附著基上的藻體，用毛刷刷下的藻體在105℃先烘15min，隨后將溫度降至65℃再烘5～6h至恒重后稱重。

2 結果與分析

2.1 藻叢刷系統對條紋斑竹鯊養殖水體NO2--N的影響 由圖2可知，NO2--N含量基本維持在0.03～0.07mg/L范圍內，略有下降的趨勢，說明這個系統能夠有效吸收養殖過程中由于投餌、糞便等正常養殖活動產生的NO2--N。

2.2 藻叢刷系統對條紋斑竹鯊養殖水體NO3--N的影響 由圖3可知，NO3--N的含量維持在5.64～9.87mg/L范圍內，基本趨于穩定，說明這個系統能夠有效吸收養殖過程中產生的NO3--N。

2.3 藻叢刷系統對條紋斑竹鯊養殖水體NH4+-N的影響 如圖4所示，條紋斑竹鯊養殖池水體NH4+-N的含量基本維持在0.03～0.07mg/L范圍內，說明這個系統能夠有效吸收養殖過程中產生的NH4+-N。

2.4 藻叢刷系統對條紋斑竹鯊養殖水體PO43--P的影響 條紋斑竹鯊養殖池水體PO43--P的含量基本維持在1.33～1.78mg/L這個水平范圍內（圖5），基本趨于穩定，說明藻叢刷系統能夠有效吸收養殖過程中產生的PO43--P。

2.5 附著藻類收獲生物量 人工聚乙烯篩絹上生長的底棲藻類主要由絲狀綠藻組成，且在整個實驗期間能保持較好的穩定性和連續性。由表1可知，試驗期間收集到藻類的干重，每7d藻類收獲量保持在2.584 5～2.720 4g范圍內，周期性藻類收獲量差異不大。

3 結論與討論

3.1 觀賞魚養殖中的水質凈化技術 在人工養殖水體尤其是觀賞水族養殖過程中，各營養物質的來源主要是餌料的投入和養殖對象自身的排泄物，大量營養物質的積累易導致水體惡化。水質日常維護及凈化多采用物理方式和生物方式濾除營養鹽，無論采用何種方式的最終目的是去除水體中過量的N、P等營養鹽或將對養殖對象有害的NH4+-N和NO2--N轉化為相對無害的NO3--N[10]。不過觀賞魚對NO3--N也有一定的耐受范圍，50mg/L或者更低濃度是其耐受上限。由此可見，傳統的水質凈化方法存在一定的局限性，而藻叢刷系統的出現可以有效地解決這一問題。

3.2 藻叢刷系統水質凈化技術 藻從刷具有設計簡單，材料廉價，對運行環境條件要求較低等特點，在水質凈化和廢水處理方面已經有了一定的應用。藻叢刷基質上附著的大量藻類能夠充分利用不同形式N源P源作為營養源，既有效降低了NH4+-N和NO2--N，又有效地降低了NO3--N濃度[11-12]，N、P去除效果好。由本次研究表明，在持續投喂和不換水的條件下，60d內條紋斑竹鯊養殖水體的NH4+-N、NO2--N和NO3-N均未出現明顯升高，說明借助于底棲藻類對氮磷的吸收特性構建的ATS系統，可吸收養殖鯊魚因代謝、投餌產生的N、P營養鹽，進而使養殖水質維持在穩定水平。表明藻叢刷系統對該水體有著明顯的凈化作用。馬沛明等指出，底棲藻類對NH4+-N較為敏感，當水體中同時存在NH4+-N和NO3--N時，水網藻、剛毛藻水綿等大型綠藻首先利用NH4+-N，待NH4+-N下降到一定程度后，開始利用NO3--N[7]。關于其作用機理也早有報道，由于藻類不能產生有活性的硝酸還原酶，當水體中的NH4+-N濃度很低或近于消耗完時，底棲藻類才NO3--N進行吸收和利用[13]。同樣，藻叢刷系統對對奶牛場廢水和生活污水中的TN、TP的去除率高達46%～90%[14-15]。與此同時，藻叢刷系統中基質上附著的藻類也具有一定的潛在應用價值。因此，利用藻類處理循環水條紋斑竹鯊養殖水體，具有成本低、能耗少、效率高、收益大、出水溶解氧含量高等特點，是一項非常有潛力的生態環保技術。

3.3 影響藻叢刷系統水質凈化效率的因素 藻叢刷系統操作簡便，運行過程中不需特殊手段，只要提供合適的基質和光照，控制特定的流速就能正常運行。為了提高藻叢刷系統水質凈化效率，本研究自制的藻叢刷水質凈化系統由2支日光燈置于藻叢刷處理缸上方提供光照，光照時間為每天7：00～19：00，光暗比為12h∶2h，同潮間帶底棲藻類所獲自然光光照周期一致。采用瀑布式水流設計促提供適宜流速使底棲藻類生物量達到最高?？梢宰鳛樵鍏菜⑾到y應用于觀賞水族凈化的參考。

參考文獻

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篇8

摘 要：該文概述了重金屬廢水的來源與危害，并介紹了濕法脫硫廢水的性質，分析了國內外普遍應用的化學沉淀去除脫硫廢水中重金屬的優缺點，并介紹了一種新型的鐵氧微晶體處理脫硫廢水中重金屬的技術及其優點與成本優勢，對電廠脫硫廢水的重金屬處理有借鑒意義。

關鍵詞：脫硫廢水 化學沉淀 鐵氧微晶體 重金屬

中圖分類號：X701.3 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2016）07（a）-0065-02

1 重金屬廢水的來源及危害

重金屬廢水來源廣泛，隨著工業發展和人類自身活動的增加，大量含有重金屬污染物的工業廢水和城市生活污水被排入江河湖泊。重金屬廢水污染具有毒效長期持續，生物不可降解的特點，且可通過食物鏈作用進入人體，并在人體內累積，從而導致各種疾病和機能紊亂，最終對人體健康造成嚴重危害。其中主要金屬污染源有Cu、Zn、Hg、Ni、Cd、Pb和Cr等。因此，有效地去除廢水中的重金屬已成為當前的迫切任務。

2 濕法脫硫廢水的性質

濕法脫硫廢水中主要包括懸浮物、硫酸鹽、過飽和的亞硫酸鹽、重金屬離子。其中重金屬離子包擴鉛、鎘、鉻、鎳、汞等列為第一類污染物的物質。這些物質必須在車間或者車間處理設施排放口達標排放。這就要求在脫硫廢水作為其他水源時，必須單獨處理。濕法脫硫廢水一般呈酸性，pH值約為4.1～6.5，含固率較高，具有強烈的粘附性和沉淀性，重金屬離子含量不大，但離子種類多且濃度范圍大，在弱酸性的脫硫廢水中，重金屬具有較好的溶解性。

3 幾種化學沉淀法去除重金屬離子的方法

化學沉淀法指向重金屬廢水中加入藥劑通過化學反應使呈溶解狀態的重金屬轉變為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、鋇鹽沉淀法和鐵氧體共沉淀法等?；瘜W沉淀法發展時間較長，工藝較成熟。該工藝對重金屬去除范圍廣、效率高、經濟簡便。但需要投加大量化學藥劑，產生的沉渣量大、含水高、脫水困難，若處置不當，極易造成二次污染。

其中中和沉淀法是應用最廣的一種方法，向重金屬廢水中投加堿中和劑（通常為Ca（OH）2）使廢水中的重金屬形成溶解度較小的氫氧化物沉淀而去除。

鐵氧體共沉淀法是日本電氣公司（NEC）研究出來的一種處理術。向重金屬廢水中投加鐵鹽，通過工藝控制，達到有利于形成鐵氧體的條件，使污水中多種重金屬離子與鐵鹽生成穩定的鐵氧體晶粒共沉淀，再通過重力分離等手段，達到去除重金屬離子的目的。鐵氧體法處理重金屬廢水效果好，特別適用于處理工業生產中所產生的含多種重金屬離子的廢水。該工藝投資省、設備簡單、沉渣量少，且化學性質比較穩定。在自然條件下，一般不易造成二次污染。此外，鐵氧體具有磁性，可以作為磁性材料回收利用。但該方法不能單獨回收有用的金屬，且其在形成鐵氧體過程中一般需要加熱，能耗較高。另外，該方法還具有處理后廢水鹽度高，不能處理含Hg和絡合物的廢水等缺點。

4 鐵氧微晶體處理技術

目前，隨著廢水技術排放標準的日趨嚴格，單純化學沉淀法很難滿足達標排放的要求。隨著相關研究的深入和新材料的開發，近年來出現很多新型的重金屬廢水處理技術。 研究發現，采用零價鐵技術處理廢水時，取得了良好的效果，但是經過多次現場中試研究發現，隨著反應的進行，會在零價鐵表明形成鈍化層，從而阻止反應進行。鐵氧微晶體技術是美國魯道夫勛章獲得者黃永恒博士基于活性鐵技術開發應用過程中對零價鐵、鐵氧化物，與各類污染物的互動過程中的化學過程和機理的最新認識基礎上開發的一個全新的水處理工藝，是對活性鐵技術的推陳出新，核心過程是直接通過加入各類鐵鹽和其他藥劑，控制反應條件，直接在水相中生成具有特種離子或晶格交換能力特性的鐵氧微晶體，通過離子交換和表面吸附，快速去除廢水中的重金屬離子。脫硫廢水首先經過簡單沉淀后，上清液進入四級活性鐵處理系統，每級處理器中設有攪拌系統，控制轉速為1 500 rpm使反應器內的活性鐵處于流化狀態，同時調節廢水pH至7.1～7.3（碳酸氫鈉溶液），向系統中加入Fe2+（0.01 M HCl酸化的氯化亞鐵溶液）確?；钚澡F持續具有活性。經過hZVI系統處理后的廢水進入后處理過程，使Fe2+氧化為Fe3+，同時加堿調節pH，使Fe3+形成氫氧化鐵沉淀，然后廢水進入澄清池進行固液分離。最后，澄清池上清液進入砂濾池進一步去除廢水中的懸浮物，最終出水達標排放。

5 鐵氧微晶體技術的優點

鐵氧微晶體技術可用于去除廢水中的各類重金屬污染物，該技術除了保持了活性鐵技術的各種優點外，同時能夠實現鐵氧化物的合成過程的控制，使該系統具有更好的晶格替換和離子交換作用，具有更高的重金屬去除效率。實驗室研究表明，鐵氧微晶體技術處理脫硫廢水時，對絕大多數重金屬離子的去除效率可達99%以上，出水中重金屬濃度遠低于我國相關排放標準。同時該工藝產生污泥量少（約只有化學沉淀法的1/3）、比重大、容易脫水，而且經過浸出毒性檢測測試表明，該工藝產生的污泥為一般固體廢物，從而可大大降低污泥后續處理成本。此外，該工藝流程簡單，所用的主要原料為常規鐵鹽和鐵粉，價格低廉，因此運行費用明顯低于傳統工藝。鐵氧微晶體技術處理重金屬廢水具有廣譜性、適應性強等特點。因此，該技術除了可以用于處理脫硫廢水以外，還可以用于電鍍、冶金等工業廢水中的重金屬處理，也可用于地表水和地下水的重金屬污染治理，應用市場極為廣泛。

6 鐵氧微晶體的運行成本優勢

如果按每日200 t處理量設計，每天所需主要藥劑包括：鐵粉20～40 kg、鐵鹽（或鐵鹽溶液）20～40 kg（以100%硫酸亞鐵計）、燒堿（或替代堿液）10～20 kg、絮凝劑2 kg，根據具體的水質和處理要求，有可能還需要用到次氯酸鈉（或相當的強氧化劑）5～20 kg，電耗：估計為1 kwh/m3廢水。按照國內目前價格計算，噸水處理運行成本低于2元（不含人工成本）。而國內常用的三聯箱沉淀法，處理1t脫硫水藥劑成本約6～8元（不含人工成本）。如果采用鐵氧微晶體技術運行成本按照2元/t計算，三聯箱工藝按照7元/t計算，日處理200 t廢水時每年節約運行費用約36萬元。此外，由于鐵氧微晶體技術產生的污泥量少，且為一般固體廢物，因此在污泥處置方面還可以節約大量成本。所以與現行三聯箱工藝相比，鐵氧微晶體技術具有明顯成本優勢。

7 結語

目前重金屬廢水主要采用化學沉淀法、吸附法處理，存在主要問題是化學藥劑投加量大，沉淀污泥產生量大且處置困難。鐵氧微晶體處理技術已經進行了大量實驗室研究，均表現出非常好的處理效果，尚未見明顯技術缺陷。因此，在國內環保形勢嚴峻，水處理市場需求巨大的背景下，此技術如果商業應用成功，一定會將迎來廣闊的發展空間。

參考文獻

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篇9

關鍵詞：厭氧氨氧化 影響因子 高氨氮 研究進展

中圖分類號：X52 文獻標識碼：A 文章編號：1007-3973（2012）001-126-02

隨著人口的增加，工農業的發展以及城市化步伐的加快，含有高濃度氮磷物質的生活污水、工業廢水和農田地表水徑流匯入湖泊、水庫、河流和海灣水域，使藻類等植物大量繁殖，導致水體的富營養化，因此以控制富營養化為目的的脫氮除磷已成為世界各國主要的奮斗目標。高氨氮廢水往往碳源不足，厭氧氨氧化工藝不需要額外的投加碳源，在缺氧條件下能夠實現氨氮的高效去除，而且工藝流程短，運行費用低，因此吸引了國內外學者的廣泛研究。本文歸納了厭氧氨氧化工藝在不同污水中的研究和應用進展。

1 厭氧氨氧化工藝的微生物學原理

厭氧氨氧化是指在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌以NH3-N為電子供體，以NO2-N為電子受體，將NH3-N和NO2-N同時轉化成N2，以實現廢水中氮素的脫除。鄭平通過研究厭氧氨氧化菌混培物的基質轉化特性，認為除被證實的硝酸鹽外，NO2-N和N2O也能作為厭氧氨氧化的電子受體，將NH3-N轉化為N2。厭氧氨氧化工藝作為一種新型高效的脫氮技術，與傳統的污水脫氮除磷工藝比較，具有耗氧量少、無需外加碳源、污泥產量低和無二次污染等眾多優點。

2 影響厭氧氨氧化的主要因子

2.1 基質濃度

通常，NH3-N和NO2-N是厭氧氨氧化的限制基質。國內眾多學者證明NO2-N和NH3-N的比率對厭氧氨氧化工藝脫氮效率影響較大，張樹德等提出進水中適宜的NO2-N和NH3-N比值為1.3，而楊嵐認為當進水NO2-N與NH3-N比值為1.16時，利于厭氧氨氧化反應的進行。李冬在研究常溫低氨氮城市污水厭氧氨氧化反應時發現，在一定濃度范圍內，NO2-N和NH3-N濃度的提高，有利于提高厭氧氨氧化生物濾池對總氮的去除負荷，而無法保證對TN的去除率。以上證明較高濃度的NH3-N和NO2-N會在一定程度上影響厭氧氨氧化工藝的運行性能。

2.2 溫度

對于微生物而言，溫度會影響酶的活性，進而影響微生物的新陳代謝，最終導致脫氮效果不佳，因此溫度也是厭氧氨氧化的一個重要的影響因子。鄭平等通過實驗研究了溫度對厭氧氨氧化的影響，發現當溫度從15℃升至30℃，反應速率呈逐漸提高趨勢；升至35℃時，反應速率反而下降，并認為最適溫度約為30℃左右。徐慶云等分別對25、30、35、40℃下的厭氧氨氧化反應進行動力學研究，得到最佳反應溫度為40℃。但國外有學者在18℃下利用SBR反應器啟動了厭氧氨氧化,說明厭氧氨氧化工藝在中低溫下也有可能啟動，為厭氧氨氧化在處理常溫的污水提供了可行性的依據。

2.3 PH

NH3-N和NO2-在水溶液中會發生離解，因此PH值對厭氧氨氧化具有影響作用。鄭平等認為厭氧氨氧化的最適宜pH值在7.5-8.0附近；Antoniou等按其推導出的離解方程計算出的厭氧氨氧化菌最適pH值為7.61；陳曦、崔莉鳳等人通過實驗得出pH值從6.50升至7.80左右時，厭氧氨氧化反應速率逐漸提高，當繼續升至9.00左右時，氨氧化速率和TN去除速率則不斷下降，直至接近于零。厭氧氨氧化反應最適的pH值在7.80左右。綜上，因厭氧氨氧化反應器的啟動、接種污泥等條件不同，研究人員得出的結論有所差異，但仍可以看出厭氧氨氧化的最適PH值在7.0-8.0之間。

2.4 水力停留時間(HRT)

劉成良利用從厭氧污泥中篩選和馴化的厭氧氨氧化菌直接啟動UASB反應器，結果表明縮短HRT，系統的脫氮效率具有波動上升的特點，NO2-N、NH3-N和TN的平均去除率均超過70.0%；魏琛等證實系統HRT過短會導致含氮污染物去除不完全，HRT過長則污泥可能已經解體；金仁村等以普通好養活性污泥為接種污泥，在固定進水濃度并逐步縮短HRT的策略下，成功啟動了新型厭氧氨氧化折流板反應器(ABR)。

2.5 其他影響因子

厭氧氨氧化工藝需要很高的技術要求，光、溶解氧（DO）等限性因子對厭氧氨氧化都起著重要影響。光能抑制厭氧氨氧化菌的活性，降低30%～50%的氨去除率，當DO>2 mol/L，厭氧氨氧化菌的活性就會完全被抑制，不過這種抑制是可逆的。劉杰等研究了BMTM生物膜載體對厭氧氨氧化工藝啟動特性的影響,結果表明,采用BMTM載體啟動上流式填料床生物膜反應器厭氧氨氧化工藝,當NH3-N與NO2-N去除負荷之和達0.22kg/(m3?d)時,啟動速度較采用UASB反應器啟動的厭氧氨氧化工藝大幅提高。金仁村考察了鹽度對厭氧氨氧化的影響，結果表明，高鹽度顯著抑制厭氧氨氧化活性。

3 厭氧氨氧化工藝處理不同污水的研究進展

3.1 厭氧氨氧化工藝高氨氮廢水的研究進展

3.1.1 污泥消化液

若單獨采用厭氧氨氧化技術對污泥消化上清液脫氮處理，則會大大減輕污水生物脫氮處理單元的負擔、減少供氧量、降低能耗和運行成本。荷蘭Delf大學開發的SHANRON-ANAMMOX工藝在處理污泥消化液上清液時，表明在不控制SHANRON反應器pH值，進水總氮負荷為0.8kg/(m3?d)的條件下,氮的總去除率可達到83%。SHANRON-ANAMMOX工藝現已在荷蘭鹿特丹Dokhaven污水處理廠得以實踐應用,用以處理污泥消化液。在SHARONAN-ANAMMOX基礎上，荷蘭Delft大學又發展了一種全新的工藝――CANON工藝。Vazquez-Padin等在20℃，以厭氧消化污泥作為進水在脈沖充氧的條件下,啟動了CANON工藝，氮的去除負荷達 0.8kg/(m3?d)。

3.1.2 垃圾滲濾液

隨著垃圾填埋時間的延長,滲濾液往往含較高濃度的氨氮，而有機物濃度相對較小，C/N比嚴重失調，成為一種難處理的高氨氮廢水。深圳市下坪固體廢棄物填埋場滲濾液處理廠通過SBR反應器實現CANON工藝，發現DO控制在1mg/L左右，進水NH3-N＜800 mg/L,NH3-N負荷＜0.46 kg NH4+/(m3?d)的條件下，NH3-N的去除率＞95%，TN的去除率＞90%。周少奇通過接種垃圾填埋場滲濾液處理活性污泥，以自配含NH3-N和NO2-N的廢水為進水，采用UASB生物膜系統啟動了ANAMM0X反應。結果表明：在反應器運行的第56d，NH3-N、NO2-N和TN的去除率分別為99.8％、98.8%、90.2%；在隨后的運行中處理效果保持穩定，去除的NH3-N、NO2-N和生成的NO3-N比例為1:1.61:0.25，出水pH穩定在8.3左右，進、出水堿度變化不大。

3.1.3 豬場廢水

豬場廢水等畜禽廢水也是高氨氮廢水中的一種。荀方飛等以實際豬場廢水為研究對象,采用SBR反應器，接種厭氧消化污泥培養厭氧氨氧化細菌成功啟動了厭氧氨氧化反應，通過正交試驗，表明厭氧氨氧化最佳運行參數為pH值7．5.1，溫度33()℃，HRT為1.2d。當達到最佳運行參數時,NH3-N的去除率達到98.47％，NO2-N去除率達到99.09％。

3.1.4 焦化廢水

林琳等針對焦化廢水，在厭氧34℃、pH 值7.5-8.5，HRT為33h的條件下，經過115d成功啟動厭氧氨氧化反應器。研究表明，當進水NH3-N、NO2-N濃度分別為80mg/L、90mg/L 左右時，TN負荷可達160m g/(L?d)，系統 NH3-N和NO2-N的去除率最高分別達86％和 98％，TN去除率可達 75％。

3.2 厭氧氨氧化工藝低氨氮廢水的研究進展

近年來，不少研究人員對厭氧氨氧化工藝在低氨氮廢水中的應用開展了大量研究。Kuypers等人在黑海中發現厭氧氨氧化菌能夠高效地消耗從黑海表層區域進入到下層厭氧區的無機氮，說明在氨氮含量極低的條件下厭氧氨氧化反應也能順利進行。付麗霞采用厭氧復合床，經過165d成功啟動了厭氧氨氧化反應器，TN容積負荷達到0.17 kg/(m3?d)，NO2-N與NH3-N去除率分別為100%和93%。在低濃度氨氮條件下，朱月琪利用厭氧折流板反應器(ABR)以厭氧污泥混合河涌底泥為接種源啟動了厭氧氨氧化反應。系統連續運行4個月后出水趨于穩定,當NH3-N和NO2-N容積負荷分別為3.91 g/(m3?d)和3.21g/(m3?d)時,平均去除率分別為85.7%和98.8%。

城市污水具有低C/N，低有機物濃度的水質特點。王俊安以城市生活污水為研究對象,采用SBR反應器,通過在生物濾池上部水中進行曝氣和處理水攜氧內循環聯合的方式，控制DO濃度，在常溫下進行了同步亞硝化-厭氧氨氧化試驗。在SBR探索試驗中,發現NH3-N消耗速率為0.164-0.218 kg/(m3? d),NO3-N產生速率為0.026-0.036 kg/(m3?d),TN脫除速率為0.124-0.194 kg/(m3?d),去除效率為65%-75%；在后續的改進試驗中，通過提高溫度、增設非曝氣運行時段和增加厭氧氨氧化菌生物量，TN去除效率提高至77-88%。

4 結論與展望

目前厭氧氨氧化技術的研究還不夠成熟，在生產實踐中的應用仍存在局限性，尤其是我國在生物脫氮除磷技術的研究上起步晚，發展不迅速。但其實現了氨氮的最短途徑轉換，具有其它工藝無法比擬的高效、低耗、可持續等優點，因此加強該工藝在污水處理中的應用是日后的研究重點。今后仍需對在以下幾個方面做進一步的研究：(1)厭氧氨氧化菌及相關菌種的培養和馴化；(2)探索厭氧氨氧化工藝的快速啟動方法；(3)研究垃圾滲濾液、焦化廢水等含有有毒物質的污水對厭氧氨氧化的影響，試圖消除這些干擾因素的抑制；(4)基于厭氧氨氧化技術，探索能應用于生產實踐的有效的耦合工藝。

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篇10

關鍵詞：高濃度；廢水處理；難降解有機物；工藝技術；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

中圖分類號：X703

引言

隨著時代的進步和經濟的發展，我國的食品加工、紡織、制藥、造紙、煉焦及石油加工等行業的發展迅速，同時也導致了化工工業廢水日益增多，增大了各大水系的緩解壓力，直接影響人們的生活環境和身體健康，因此形成了我們對高濃度有機廢水進行及時有效處理的必要性和迫切性。我們通常所說的高濃度廢水指的是COD含量在2000mg/L以上的有機廢水，其污染物成分復雜，尤其是COD、BOD、懸浮物的含量較高。高濃度有機廢水水中污染物多是有害的有機物，會導致水質變壞、發黑發臭，最終對水體會造成嚴重的污染。其中所含的某些合成有機物難以進行生物降解，很容易在周圍環境中積累，具有毒害生物的作用。人類作為食物鏈的最高層，身體健康同樣受到了嚴重威脅，也是遭受毒害最深的生物。因此，為了免遭環境污染和對人體毒害，我們通過進行長期的試驗研究和實踐總結，尋找到了對于高濃度有機廢水進行有效處理的工藝技術。

1廢水處理的工藝技術

根據對廢水中的污染物質進行降解的基本原理，我們可以將高濃度有機廢水的處理辦法分為兩類：一是物理化學方法；另一種則是生物學方法。在實際的廢水處理情況當中，我們通常使用的是水解、厭氧技術、鐵碳微電解技術和臭氧強氧化技術來處理廢水中的難降解、有害的有機物，達到了較為理想的處理效果。

1.1水解、厭氧技術

水解、厭氧技術是屬于生物學方法的一種廢水處理辦法，它是運用兼性厭氧菌和專性厭氧菌這些生物來降解廢水中的有機物。該生物法的工作原理是工業廢水中的大分子有機物先被水解成為低分子易降解的化合物，再被轉化成為甲烷和二氧化碳等物質。我們通常所使用的水解、厭氧生物處理反應器包括脈沖式水解反應器、厭氧折流板反應器（ABR）、升流式厭氧污泥床（UASB）、內循環厭氧反應器（IC）。

1.2鐵碳微電解技術

鐵碳微電解技術的電解材料一般是采用鑄鐵屑和活性炭或者焦炭，在材料浸泡于工業廢水中時，純鐵作為原電池的陽極，碳化鐵作為原電池的陰極，廢水中會發生內部和外部兩方面的電解反應，利用微電解進行廢水處理的過程就是內部和外部雙重電解的過程。電極反應所生成的產物具有很高的活性，能夠跟廢水中的難降解有機物發生氧化還原反應，其中包括很多難降解物質和有毒害物質都可以被有效降解；同時鐵金屬可以和廢水中的重金屬離子發生置換反應，經鐵碳微電解處理后的廢水中含有大量的鐵離子，將廢水調制中性以及曝氣之后則產生絮凝狀的氫氧化鐵，從而有效的吸附廢水中的懸浮物和重金屬離子。所以這種鐵碳微電解方法又可以成為內電解法、零價鐵法、鐵屑過濾法和鐵碳法。鐵碳微電解具有使用范圍廣、處理效果好、使用壽命長、成本低廉和操作維護方便的優點，尤其是對高鹽度、高COD以及色度比較高的工藝廢水能夠達到較高的去除率。針對一般鐵碳填料易鈍化易板結的缺點，現已開發出針對不同高濃度廢水的高效規整化鐵碳微電解填料，在解決一般填料易鈍化易板結難題的同時提高了處理效率，也降低了填料本身的損耗。

鐵碳微電解技術原理：

鐵碳微電解產物具有很髙的化學活性，在陽極，產生的新生態Fe2+；在陰極，產生的活性[H]，均能與廢水中許多有機污染物發生氧化還原反應而改變其結構和特性，使大分子物質分解為小分子物質，使某些難生化降解的物質轉變成易降解處理的物質，提髙廢水的可生化性。

水中的重金屬如六價鉻和鐵離子發生氧化還原反應：

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

6Fe2++Cr2O72++14H+一6Fe3+ +2Cr3++7H2O（這段反應要說明什么？且反應式很多錯處。可把這段刪掉）

反應產生Fe2+，Fe2+易被空氣中的O2氧化成Fe3+，生成具有強吸附能力的Fe（OH）3絮狀物。反應式為：

Fe2+＋2OH－ Fe（OH）2

4Fe2+＋O2＋2H2O＋8OH－ 4Fe（OH）3（價態符號已作修改）

生成的Fe（OH）3是活性膠狀絮凝劑，其吸附能力比普通的Fe（OH）3強得多，它可以把廢水中的懸浮物及一些有色物質吸附共沉淀而除去。

1.3臭氧強氧化技術

臭氧是一種強氧化劑，不僅僅能夠氧化廢水中的無機物，還能氧化難以生物降解的大分子有機物。臭氧強氧化技術是一種處理工業廢水的物理化學方法，其基本原理是：在高溫和高壓下把臭氧作為氧化劑，在催化劑的作用下可以將工業廢水中的難降解有機物氧化成為二氧化碳和水。這種強氧化技術的氧化效率高、降解速度快，避免二次污染，還能夠把毒性較大、一般的氧化方法和生化法難以降解的有機物迅速氧化分解。

臭氧能使氰絡鹽中的氰迅速分解（鐵氰絡鹽除外）。其反應分為兩步：臭氧首先將劇毒的CN-氧化為低毒的CNO-，然后再進一步氧化為CO2和N2。

含酚廢水是一種最常見的產業廢水，其與臭氧反應的速度很快。酚的降解速度與臭氧投量、接觸時間及氣泡大小有關，臭氧與酚類反應速度順序是：間苯三酚>間苯二酚>鄰苯二酚>苯酚，臭氧與酚的反應受pH影響很大，pH越高，反應速率越快，O3耗量越小。

2處理廢水時出現的問題

通過上述對高濃度有機廢水的處理工藝技術的介紹，我們可以有效的把工藝廢水中的污染成分除掉，使水質達到國家相關的污水處理標準，但是還普遍存在著以下幾個問題：

成本高。我們所采用的物理化學方法經常會使用特殊的化學試劑和反應所需要的特定條件，這些高額費用不是一般化工企業所能承受的。同樣的，生物學方法對于預處理的實際要求較高，還會涉及到反應區的攪拌、污水回流和污泥處理等環節，常規工藝技術還會伴有供氧問題，這樣就會造成廠家的總能耗較高。

流程長。在去除高濃度有機廢水中的大分子有機物的過程中，往往會包含著預處理、一級處理、二級處理和深度處理等環節，這些步驟環環相扣、相互關聯、銜接緊密，哪一步都不能出現漏洞，從而導致了廢水處理的工藝復雜、流程較長等問題，也會給工作的運行維護和技術推廣帶來困難。

占地大。我們在進行廢水處理時會需要一定的時間和空間區域，主要是給予化學試劑和污染物的緊密接觸和充分反應，使微生物充分降解大分子有機物，這就造成了化工企業的污水處理系統平面布局較大，占地面積較廣的問題。

3結束語

通過對高濃度有機廢水的處理技術的了解，我們得知為了公司的長期發展，我們要向高效低耗的方向前進，加強對于廢水處理技術的研究探索。我們首先應該持續開發經濟實用的化學試劑和反應載體，合理有效的結合物理化學方法和生物學方法，充分發揮各個技術的職能；然后我們還要減少廢水處理的技術成本，縮短工藝流程，合理設計廠區布局，減小占地面積，避免二次污染；最后還應該降低污水處理對人們人體健康和人身安全的威脅，在廢水處理過程中節能降耗，降低污水處理中的安全隱患。

參考文獻

[1]劉永紅，周孝德，賀延齡．高濃度廢水處理中厭氧反應器的研究與開發．《工業水處理》 ．2010年8期