印染廢水的深度處理與回用的關(guān)鍵技術(shù)研究畢業(yè)論文

1、. . . . 畢業(yè)論文作者： 呂磊 學號：院系：化 學 工程 學 院專業(yè)：生物 091 題目：印染廢水的深度處理與回用的關(guān)鍵技術(shù)研究 指導者：賈艷萍副教授評閱者： 2013年 6 月吉林37 / 44摘 要印染行業(yè)是工業(yè)廢水排放大戶，每年產(chǎn)生大量印染廢水，占總工業(yè)廢水排放量的35%，且廢水中含有大量染料、漿料、表面活性劑、堿劑等復雜成分，具有機物濃度高、成分復雜、可生化性較差、色度深、堿性大、pH高、水質(zhì)變化大等特點。本實驗采用序批式活性污泥法（SBR），以模擬污水為處理對象，研究同步硝化反硝化脫氮工藝與各主要影響因素，確定實現(xiàn)同步硝化反硝化脫氮的最佳工況。該實驗結(jié)果表明，通過控制不同粉煤灰

2、的量，來達到廢水的脫色效果。在穩(wěn)定運行期間，模擬廢水濃度為2060 mg/L，溫度為36，氨氮去除率可達到80%，最終確定的最佳運行方式：瞬間進水曝氣6（h）缺氧攪拌3（h）沉降2.9（h），周期為12（h）。關(guān)鍵詞：SBR工藝，印染廢水，脫氮，同步硝化反硝化AbstractEmittersis industrial wastewater， printing and dyeing industry each year a large number of printing and dyeing wastewater， accounted for 35% of total emissions of

3、 industrial waste water， and wastewater contains a large number of dye， sizing agent， surfactant， alkali agent such as complex ingredients， high concentrations of organic matter， complicated composition， and biochemical resistance is poorer， deep chromaticity， high alkalinity， pH， water quality chan

4、ge is big， In this study， a sequencing batch reactor activated sludge process (SBR)was used， To simulate a sewage as processing object mainly research simultaneous nitrification and denitrification process and the main factors to determine the best conditions to achieve simultaneous nitrification an

5、d denitrification. Wastewater form 20 to 60 mg / L， and the temperature is 36， the ammonia removal efficiency can reach 80% and the total nitrogen removal rate of 57%. Ultimately determine the best operating mode: momenmt into water aeration 6(h)anaerobic stir 3(h)precipitation 2.9(h) ， 12（h） cycle.

6、Keywords:SBR process , Simulated wastewater ,nitrogen removal.simultaneous nitrification and denitrification目 錄摘要IAbstractII目錄III第1章緒論11.1 課題研究背景11.1.1國外處理印染廢水的現(xiàn)狀11.1.2印染廢水的組成與特點11.1.2印染廢水處理11.1.3處理印染廢水的方法和特點21.1.4印染廢水的危害31.1.5處理印染廢水的介質(zhì)31.2 生物脫氮的機理41.2.1氨化反應(yīng)41.2.2硝化反應(yīng)41.2.3反硝化作用41.3同步硝化反硝化脫氮技術(shù)51.3.1

7、同步硝化反硝化51.3.2同步硝化反硝化作用機理51.3.3同步硝化反硝化優(yōu)點51.3.4同步硝化反硝化影響因素61.4 SBR工藝81.4.1 SBR工藝概述與發(fā)展81.4.2 SBR工藝特點81.5課題研究容與目的91.5.1 課題研究目的和意義91.5.2 課題研究容10第2章實驗材料和方法112.1實驗材料112.1.1 實驗用水和原料112.1.2 實驗裝置112.1.3 儀器設(shè)備122.2實驗指標測試方法132.2.1 模擬廢水最大波長的確定132.2.2 NH4+-N的測定132.2.3 NO2-N的測定132.2.4 NO3-N的測定142.2.5 COD的測定142.3 SB

8、R運行方式162.4 實驗運行方式162.4.1 污泥馴化過程162.4.2 確定最適殼聚糖、粉煤灰的量162.4.3粉煤灰改性172.5 技術(shù)路線18第3章結(jié)果與討論193.1污泥的培養(yǎng)與馴化193.1.1活性污泥馴化過程中氨氮變化193.1.2 活性污泥馴化過程中氨氮、硝氮的濃度203.1.3 活性污泥馴化過程中總氮變化213.1.4 活性污泥馴化過程中COD濃度的變化223.1.5 污泥馴化結(jié)束后 pH對同步硝化反硝化脫氮效果的影響223.2 殼聚糖對模擬廢水的處理研究233.2.1 殼聚糖的量對模擬廢水的影響243.2.2 最適殼聚糖的量處理廢水的氨氮濃度243.2.3 最適殼聚糖的量

9、處理廢水的COD濃度253.3 粉煤灰對模擬廢水的處理研究253.3.1不同粉煤灰添加量下脫色率的確定263.3.2最適粉煤灰的量處理廢水的氨氮濃度273.4 粉煤灰的改性273.4.1 粉煤灰改性后最適的pH值283.4.2 粉煤灰改性后處理廢水的氨氮濃度283.5 粉煤灰投加到SBR293.5.1 粉煤灰投加到SBR中氨氮的濃度293.5.2 粉煤灰投加到SBR中氨氮、硝氮的濃度303.5.3 粉煤灰投加到SBR中總氮的變化313.5.4 粉煤灰投加到SBR中COD的變化323.6 最佳工藝條件的確定32結(jié)論33參考文獻34致37第1章緒論1.1 課題研究背景1.1.1國外處理印染廢水的現(xiàn)

10、狀在國，一直以來由于印染廢水本身難處理的特性，人們對印染廢水深度處理回用方面沒有引起足夠的重視。加入后，隨著我國紡織印染行業(yè)的勢頭逐步看好，紡織印染行業(yè)用水的需求量不斷增大，而供給量卻相對減少；隨著排放標準的日趨嚴格和水費的不斷上漲，人們將目光投向印染廢水深度處理和回用上。由于印染工藝本身的復雜性和工藝用水水質(zhì)要求的差異，目前國家對印染廢水的回用水質(zhì)標準還沒有統(tǒng)一的數(shù)據(jù)。近年來人們對印染廢水深度處理的工藝從技術(shù)和經(jīng)濟的可行性上都進行了大量探索、分析和實踐，取得了可喜的環(huán)境效益和經(jīng)濟效益1。在國外，由于外國的先進的技術(shù)，目前的水平已經(jīng)可以對一些復雜的印染廢水進行深度的處理，并且進行回用，其發(fā)展前

11、景是相當可觀的。1.1.2印染廢水的組成與特點本工程污水主要的污染物來自印染時對紡織材料進行再加工的過程，包括預處理、染色、印花和整理等4 個過程。4 個工序都排出廢水，主要包括：（1）染色廢水：水量較高，水質(zhì)因所用染料的不同而不同，其中含漿料、染料、助劑、表面活性劑等，一般呈強堿性，色度很高，COD 較BOD 高得多，可生化性較差。（2）印花廢水：水量較大，除印花過程的廢水外，還包括印花后的皂洗、水洗廢水、污染物濃度較高，其中含有漿料、染料、助劑等，BOD、COD均較高。（3 ）漂洗廢水：水量大，但污染較輕，其中含有殘余的漂白劑、少量醋酸、硫代硫化鈉等。（4）蒸干廢水：水量大，BOD、COD

12、均較高。（5 ）沖洗設(shè)備與場地廢水：水量大，但污染較輕。1.1.2印染廢水處理印染廢水水質(zhì)隨原材料、生產(chǎn)品種、生產(chǎn)工藝、管理水平的不同而有所差異,導致各個印染工序排放后匯總的廢水組分非常復雜。隨著染料工業(yè)的飛速發(fā)展和后整理技術(shù)的進步，新型助劑、染料、整理劑等在印染行業(yè)中被大量使用，難降解有毒有機成分的含量也越來越多，有些甚至是致癌、致突變、致畸變的有機物，對環(huán)境尤其是水環(huán)境的威脅和危害越來越大。總體而言，印染廢水的特點是成分復雜、有機物含量高、色度深、化學需氧量(COD) 高，而生化需氧量(BOD5) 相對較低,，可生化性差，排放量大。上世紀80年代以前，我國印染廢水的可生化性較高, CODc

13、r常在800 mg/L以下, 采用傳統(tǒng)的物與物化聯(lián)合處理系統(tǒng), 出水即可達到排放標準。近二十年來, 印染廢水水質(zhì)發(fā)生了很大的變化。傳統(tǒng)的印染廢水處理方法, 如吸附、懸浮、過濾、混凝等具有設(shè)備簡單, 雖然后操作簡便和工藝成熟的優(yōu)點,但是這類處理方法通常是將有機物從液相轉(zhuǎn)移到固相或氣相, 不僅沒有完全消除有機污染物, 而且造成廢物堆積和二次污染; 生物法只能除去印染廢水中的BOD，對于COD特別是有毒難降解有機物和色度的去除效果不明顯。單一的處理方法已不能滿足當前印染廢水發(fā)展的要求2。1.1.3處理印染廢水的方法和特點（1）吸附法：活性炭對染料的吸附具有選擇性，能有效去除廢水中的活性染料、堿性染料

14、、偶氮染料等水溶性染料，但不能吸附懸浮固體和不溶性染料；而且，活性炭再生費用昂貴，所以活性炭不能直接用于原始印染廢水的處理，一般用于量少濃度較低的染料廢水處理或深度處理。（2）膜分離法：膜分離法是一種新型分離技術(shù)，具有分離效率高，能耗低，工藝簡單，操作方便，無污染等優(yōu)點。但由于該技術(shù)需要專用設(shè)備，投資高，且膜有易結(jié)垢堵塞等缺點，目前還未能推廣。（3）生物處理方法：生物處理是利用微生物的生物化學作用來降解有機物，目前國外對印染廢水的處理仍以生物處理為主，其中以活性污泥法最為普遍，但生物法對色度去除率不高，一般在50 %左右3。 (4)離子交換法: 一種羥基丙基纖維素具有比纖維素本身對活性染料、直

15、接染料、絡(luò)合還原染料更大的親和力，對除堿性染料外的其它染料廢水的脫色效果優(yōu)于活性炭。但一般離子交換法僅對某些染料具有吸附作用，不適合大規(guī)模推廣使用。 (5)氧化還原法：于處理印染廢水，不僅成本低廉、操作簡單、而且能夠獲得以廢治廢的效果。主要缺點是還原降解后生成的簡單分子具有毒性，必須經(jīng)過二次處理，費用增大。還有很多的方法可以進行印染廢水的處理，電化學法，光化學氧化法，超聲波技術(shù)，高能物理法等。對于不同的方法各有其優(yōu)缺點，本實驗采用序批式活性污泥法（SBR）。1.1.4印染廢水的危害印染廢水中的有害成分很多。其中危害最大的是氮元素。氨氮會消耗水體中的溶解氧，如果排放的廢水中含有過多的氨氮，則會導

16、致水體中溶解氧含量迅速下降，影響水質(zhì)并且會威脅水體中魚類的生存。廢水中的氮會促進水生植物的生長，許多藻類過度繁殖，使得水體變臭，溶解氧降低，影響水中生物的生存。氮元素會轉(zhuǎn)變成硝酸鹽以與亞硝酸鹽，這會對人類有致癌作用。所以，我們要有效的處理印染廢水，保證我們有一個舒適，安全的環(huán)境。1.1.5處理印染廢水的介質(zhì)處理印染廢水的介質(zhì)有，殼聚糖，粉煤灰，活性炭。自然界每年生物合成甲殼素可達十億噸之多, 殼聚糖作為絮凝劑分子, 結(jié)構(gòu)中含有大量的自由氨基和經(jīng)基, 不但有高效絮凝的作用, 而且無毒性, 具有良好的生物相容性、生物可降解性、抗菌性等優(yōu)點, 使它在作為吸附劑使用時具有一定的優(yōu)越性，另外, 由于殼聚

17、糖特殊的結(jié)構(gòu),其對金屬離子也有很好的吸附作用。早在1995 年， 我國粉煤灰累計庫存量就很大，現(xiàn)在我國粉煤灰的量居世界之首，其中，只有少部分得到綜合利用。大量未得到利用的粉煤灰對環(huán)境造成了許多不良影響。粉煤灰是一種松散固體集合物，是由Si、Al、Ca、Fe、C 等元素的氧化物和一些微量元素、稀有元素組成的海綿狀和空心球狀的細小顆粒，具有很大的比表面積，所以粉煤灰具有脫色的效果。1.2 生物脫氮的機理印染廢水中氮元素主要以有機氮和氨氮兩種形式存在，一般只含有少量或者不含亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮。污水處理中的脫氮是由氨化、硝化和反硝化三個步驟完成的。1.2.1氨化反應(yīng)有機氮化合物在氨化細菌的作用下，分

18、解轉(zhuǎn)化為氨氮的過程被稱為氨化作用。污水中的有機氮化合物主要以蛋白質(zhì)和氨基酸的形式存在，蛋白質(zhì)在蛋白質(zhì)水解酶的催化作用下水解為氨基酸，而氨基酸在脫氨基酶作用下轉(zhuǎn)化為氨氮。以氨基酸為例，其反應(yīng)式如下：RCHNH2COOH + O2氨化細菌 RCOOH + CO2 + NH31.2.2硝化反應(yīng)硝化反應(yīng)是指硝化細菌在好氧條件下，將氨氮氧化成硝酸鹽氮的過程。此過程分為兩個階段進行。第一階段，在亞硝酸菌的作用下，將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮；第二階段，亞硝酸鹽氮在硝酸菌的作用下，進一步被轉(zhuǎn)化為硝酸鹽。反應(yīng)是如下所示：2NH4+ + 3O2亞硝酸菌 2 NO2- + 2H2O + 4H+2 NO2-+ O2硝酸菌

19、2 NO3-1.2.3反硝化作用反硝化反應(yīng)就是將消化過程中產(chǎn)生的硝酸鹽氮或亞硝酸鹽氮還原成N2的過程。表現(xiàn)為反硝化細菌在無分子氧的條件下，利用各種有機物作為電子供體，以硝酸鹽氮或亞硝酸鹽氮作為電子受體進行缺氧呼吸，使硝酸鹽氮或亞硝酸鹽氮還原成N2。反硝化反應(yīng)可以用以下方程式表示： NO2- + 3 H+ (電子供體-有機物) 反硝化菌 1/2N2 + H2O + OH- NO3- + 5 H+ (電子供體-有機物) 反硝化菌 1/2N2 + 2H2O + OH-1.3同步硝化反硝化脫氮技術(shù)1.3.1同步硝化反硝化近幾年來國外有研究和報導同步硝化反硝化( Simultaneous Nitrifi

20、cation and Denitrification， 簡稱SND) 。即在同一反應(yīng)器中， 一樣的操作條件下， 硝化、反硝化反應(yīng)同時進行4。1.3.2同步硝化反硝化作用機理近幾年人們對同步硝化反硝化過程進行了研究，提出了兩類觀點，一類是基于微生物的環(huán)境角度考慮，分為宏觀環(huán)境論以與微觀環(huán)境論；另一類是基于微生物的生理學角度考慮：(1)生物學理論近年來，異養(yǎng)硝化細菌、好氧反硝化細菌以與厭氧氨氧化現(xiàn)象的發(fā)現(xiàn)，打破了傳統(tǒng)理論認為的硝化反應(yīng)只能由自養(yǎng)細菌完成和反硝化只能在厭氧條件下進行的觀點。國外學者發(fā)現(xiàn)在低溶解氧的環(huán)境中，部分微生物可以同時利用氨氮和分子氧作底物進行硝化和反硝化反應(yīng)，并能夠成功的篩選出

21、具有異養(yǎng)硝化或者好氧反硝化功能的菌株，才在真正意義上實現(xiàn)了好氧反硝化5。(2)微環(huán)境理論此理論是目前解釋SND現(xiàn)象最有說服力的理論之一。該理論認為，由于氧擴散的限制，在微生物絮體產(chǎn)生溶解氧梯度，由到外顆粒污泥可分為四層:缺氧區(qū)、好氧區(qū)、擴散區(qū)和外界主體液相區(qū)。微生物絮體的外表面溶解氧較高，以好氧菌、硝化菌為主;深入絮體部，氧傳遞受阻即外部氧的大量消耗，產(chǎn)生缺氧區(qū)，使反硝化菌占優(yōu)勢，從而發(fā)生同步硝化反硝化。1.3.3同步硝化反硝化優(yōu)點與傳統(tǒng)脫氮工藝相比，同步硝化反硝化脫氮工藝從理論上來看具有以下特點:(1)硝化反硝化在同一反應(yīng)器中進行，無需污泥回流，簡化工藝流程， 易于裝置的集成；(2)硝化反應(yīng)

22、和反硝化反應(yīng)產(chǎn)生和消耗的堿度可以互補，減少反應(yīng)過程中堿度的消耗， 能有效保持反應(yīng)器中pH 值的穩(wěn)定，無需另外投加化學藥劑； (3)曝氣量的節(jié)省( 節(jié)約氧氣的消耗) ， 能夠降低能耗；(4)可以實現(xiàn)短程同步硝化反硝化，縮短脫氮過程的反應(yīng)時間，減少反應(yīng)器體積，節(jié)省運行費用。1.3.4同步硝化反硝化影響因素(1)碳源有機碳源作為異養(yǎng)好氧細菌和反硝化過程的電子供體，起著非常重要的作用。它作為生物生長代必需的物質(zhì)和主要能量來源，被認為是實現(xiàn)生物反硝化的最關(guān)鍵因素之一。對于同步硝化反硝化體系，由于硝化與反硝化反應(yīng)同時發(fā)生，相互制約，使得有機碳源對整個反應(yīng)體系的影響尤為重要。不同C/N比值、碳源種類與碳源投

23、加方式對同步硝化反硝化的影響也各不一樣6：C/N比值的影響生物脫氮技術(shù)是當前應(yīng)用最為廣泛的污水脫氮技術(shù)，Kuba等（1996）提出當進水C/N比低于3.4時，需投加外碳源保證生物脫氮效果。C/N比低，滿足不了反硝化的需要；C/N比過高，硝化反應(yīng)的速率會降低，不利于氨氮的去除7。該理論的缺陷可以用非平衡增長概念來完善。軍等、涂保華等在實驗研究過程中發(fā)現(xiàn)在適當?shù)腃/N比圍，進水C/N比越高，出水總氮越低，總氮的去除率相應(yīng)的也越高。胡宇華等在研究有機碳源對同步硝化反硝化的影響中提出:在同步硝化反硝化中C:N:P的最佳圍為(60-140):5:1時，使得氨氮的降解率在99.5%以上的有機碳源濃度區(qū)間是

24、400mg/L-1000mg/L。碳源的影響通常碳源可以分為3類: 易于生物降解的溶解性有機物， 如甲醇、乙醇、葡萄糖等；可慢速生物降解的有機物， 如淀粉、蛋白質(zhì)等；細胞物質(zhì)， 主要為活性污泥自溶后釋放出來的有機碳，可被細菌利用進行反硝化。杜欣等研究表明在試驗條件下，以啤酒與淀粉的混合物作為碳源比乙酸鈉、葡萄糖等易降解有機物更適合作為同步硝化反硝化的碳源， 既可以保證前期硝化反應(yīng)的順利進行， 又為后期的反硝化反應(yīng)提供了電子供體， 且活性污泥絮體結(jié)構(gòu)密實， 還為SND創(chuàng)造了一定的缺氧微環(huán)境8。投加方式的影響通過控制進水氨氮濃度，采用3種投加方式: 在反應(yīng)器進水時一次性投加(瞬時加入)；進水與運行

25、2 h時分別投加；進水、運行至1. 5 h與3 h時分別投加，結(jié)果表明間歇投加碳源是保證SND 持續(xù)進行的有效手段， 間歇投加碳源時的總脫氮率是一樣條件下一次性投加碳源的1. 32倍。(2)溶解氧溶解氧是影響同步硝化反硝化效果的重要因素之一?？刂葡到y(tǒng)的溶解氧在一定圍，對獲得高效的同步硝化反硝化具有極其重要的意義9氨氮在降解的過程中， 在污泥絮體表層的富氧區(qū)硝化， 其濃度隨著氧濃度梯度的衰減而增加， 到達污泥絮體部的缺氧區(qū)， 作為電子受體經(jīng)反硝化菌作用生成N2 排出。在污泥絮體部，反硝化菌處于優(yōu)勢， 由于反硝化菌為異養(yǎng)型菌， 此時有機電子供體濃度大小將直接影響到SND 的效果。反硝化作用受曝氣量

26、的抑制，高曝氣量不利于反硝化作用，但是較低的曝氣量又將使硝化作用不完全，因而尋找一個適當?shù)钠貧饬坎拍軌蚴雇较趸聪趸摰顬閺氐住unch的研究表明，溶解氧濃度在0.5mg/L左右時，硝化速率等于反硝化速率，從而導致了完全的同步硝化反硝化10。(3)絮體結(jié)構(gòu)絮體結(jié)構(gòu)主要是指活性污泥顆粒大小、顆粒密實程度、顆粒濃度等方面的特征。這些特征將直接影響污泥絮體部好氧區(qū)與厭氧區(qū)比例的大小，進而影響絮體部物質(zhì)的傳遞效果和微生物對溶解氧與底物獲取的難易程度。體積較大的污泥顆粒增加了缺氧微環(huán)境的比例，結(jié)構(gòu)密實的顆粒的傳質(zhì)阻力大，污水中的有機碳源很難擴散傳遞到其部，導致部微生物難以獲得充足的碳源，從而影響反

27、硝化反應(yīng)的進行。當活性污泥顆粒濃度較低時，由于曝氣的攪動，湍流加劇，會使得活性污泥絮體表面更新速率加快，很難形成缺氧微環(huán)境，因而也難以進行反硝化反應(yīng)。因此，只有活性污泥顆粒大小、密實度與濃度大小適中時，才能保證溶解氧和有機碳源在絮體部分布均勻，以利于實現(xiàn)同步硝化反硝化11。(4)pH值pH值是影響同步硝化反硝化的又一個重要因素。硝化菌對pH值的變化十分敏感，對其生長適宜的pH值為8.0-8.4之間。與此同時，對反硝化反應(yīng)最適宜的pH值是6.5-7.5，pH高于8或者低于6，反硝化速率將大為下降?？紤]到硝化和反硝化兩過程中堿度消耗與產(chǎn)生的互補性，同步硝化反硝化的最適pH值應(yīng)在7.5左右。(5)溫

28、度硝化和反硝化反應(yīng)的適宜溫度為20-30 ，低于15 時，反應(yīng)速度迅速下降，5 時，反應(yīng)幾乎完全停止。溫度在20-30 變化時，溫度對反硝化菌的影響要小于對亞硝酸菌的，隨著溫度的升高，同步反硝化效果相對得到了加強。當溫度為25-30 時，SBR-SND 系統(tǒng)脫氮效果較好。1.4 SBR工藝1.4.1 SBR工藝概述與發(fā)展SBR是序列間歇式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor）的簡稱，是一種按間歇曝氣方式來運行的活性污泥污水處理技術(shù)，又稱序批式活性污泥法。序批式活性污泥法( SBR) 是由美國R.Irvine 教授等人在20世紀70 年代初開發(fā)的， 80 年代初出現(xiàn)了連續(xù)

29、進水的ICEAS 工藝， 隨之Goranzy 教授開發(fā)了CASS 和CAST 工藝，90 年代比利時的SEGHERS 公司又開發(fā)了UNITANK 系統(tǒng)， 把經(jīng)典SBR 的時間推流與連續(xù)系統(tǒng)的空間推流結(jié)合了起來。我國也于80 年代中期開始對SBR 進行研究，目前應(yīng)用已比較廣泛12。1.4.2 SBR工藝特點SBR工藝最突出的特點是只有單一的間歇反應(yīng)池，把反應(yīng)過程和沉淀過程集中在同一個反應(yīng)池，是一種按時間順序的污水處理方法。因此，SBR工藝具有一系列獨特的優(yōu)點：(1)工藝流程簡單、占地面積小運行費用低SBR法的主體工藝設(shè)備只有一個間歇反應(yīng)池，與連續(xù)回流活性污泥工藝相比，不需要設(shè)置二沉池與污泥回流設(shè)

30、備，在一般情況下也可以不設(shè)初沉池和調(diào)節(jié)池，大大節(jié)省了SBR工藝的占地面積，時期結(jié)構(gòu)布置更加緊密，基建投資和運行費用更低13。(2)生化反應(yīng)的推動力大、速率快、效率高在SBR系統(tǒng)中，雖然底物濃度在空間上屬于完全混合型，但在時間上卻屬于一種理想的推流過程。由于SBR具有底物濃度梯度大、生化反應(yīng)推動力大的特點，克服了連續(xù)回流完全混合曝氣池中底物濃度低、生化反應(yīng)推動力小和推流式曝氣池中水流反混嚴重的缺點。(3)有效防止污泥膨脹污泥膨脹問題是傳統(tǒng)污泥法運行過程中常常發(fā)生且難以杜絕的問題。SBR系統(tǒng)在時間上存在有機物的濃度梯度。在進水期，系統(tǒng)中有機物濃度高，有利于菌膠團的形成，使專性好氧絲狀菌的生長處于弱

31、勢。而在反應(yīng)后期，雖然系統(tǒng)中有機物的濃度較低，但可以通過調(diào)整曝氣量使溶解氧濃度維持在較低水平，從而抑制絲狀菌的生長。此外污泥靈較短也是抑制絲狀菌生長的因素之一。因此SBR系統(tǒng)中的活性污泥微生物具有良好的沉降性能14。(4)運行方式靈活、耐沖擊負荷強為了達到不同水質(zhì)的凈化要求，SBR工藝可以根據(jù)不同污水的水量水質(zhì)變化，通過時間上有效地控制和變化，改變不同的運行方式，以滿足不同的出水水質(zhì)要求，具有較強的靈活性。對時間上來說，SBR法雖然是理想的推流過程，但就反應(yīng)池中的混合狀態(tài)而言，仍屬于典型的完全混合式，具備完全混合曝氣所特有的優(yōu)點。SBR反應(yīng)池在充水時相當于一個均化池，可以承受高峰流量和有機物濃

32、度的沖擊15。1.5課題研究容與目的1.5.1課題研究目的和意義隨著紡織企業(yè)的不斷擴大，印染廢水的排放量逐年增加，廢水中含有的大量難降解有機污染物以與有害物質(zhì)，排入水體嚴重破壞了水的生態(tài)平衡，以與水資源16。同時，生產(chǎn)中外加的無機鹽轉(zhuǎn)入廢水中，導致廢水含鹽量高、電導率大、處理困難。紡織行業(yè)用水需求量也不斷增大，采用印染廢水回用新技術(shù)成為減輕污染、節(jié)約水資源、實現(xiàn)行業(yè)健康發(fā)展的關(guān)鍵途徑之一。因此提出可靠、經(jīng)濟可行的廢水深度處理與回用技術(shù)，通過回用減少排污，節(jié)約用水，解決印染水資源短缺問題，對印染行業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義，以與對生態(tài)系統(tǒng)以與水資源的保護也有著重要的意義17。1.5.2課題研究容

33、染色階段排放的染色廢水，水量較大,水質(zhì)隨所用染料的不同而不同,一般呈強堿性,色度很高,可生化性較差 ;濃度較高 ;廢水水質(zhì)隨原材料、生產(chǎn)品種、生產(chǎn)工藝、管理水平的不同而有所差異,污染物成分差異很大。印染廢水的特點是成分復雜、有機物含量高。通過研究一些新型的處理方法，來處理印染廢水，降解廢水中的有機物質(zhì)，對廢水進行脫色處理，以達到排放的標準，保護水資源，保持生態(tài)平衡。由于現(xiàn)在的處理污水的方法很多，但是，基于每種方法各自的特點各有不同，所得到的效果各有差異。所以本課題的主要研究容是，將混凝法，水解酸化，和活性污泥法，進行合理的組合，以達到預期的處理污水的效果。第2章實驗材料和方法2.1實驗材料2.

34、1.1實驗用水和原料藥劑：粉煤灰，剛果紅，溴酚藍，重鉻酸鉀，硫酸，硫酸汞，硫酸銀模擬廢水配制：秤取5g剛果紅于100mL燒杯中用去離子水溶解，然后，倒入500mL容量瓶中進行定容。模擬廢水指標如表2-1表2-1 模擬廢水的指標項目圍COD(mg/L)20-79NH4+-N(mg/L)2.5-5DO(mg/L)3.18-3.252.1.2實驗裝置實驗采用序列間歇式活性污泥法（SBR），序批式反應(yīng)器為2L飲料瓶制成的圓柱形反應(yīng)器徑約為15cm，高約為25cm，有效容積1.8L。反應(yīng)器頂端有徑約為8cm的口，用于進水、攪拌和取樣。以砂頭作為曝氣裝置，本實驗的進水、取樣和出水均為人工操作。實驗裝置如圖

35、2-1。水浴鍋污泥曝氣裝置攪拌裝置圖2-1 SBR工藝實驗裝置(1)曝氣泵：微孔曝氣砂頭，好氧硝化階段對污泥進行充氧曝氣；(2)攪拌器：用于使污泥與水混合均勻，排除水中的空氣，形成厭氧條件；(3)水浴鍋：保持反應(yīng)器溫度穩(wěn)定2.1.3儀器設(shè)備實驗測試的相關(guān)儀器與型號如下表所示。表2-2實驗儀器與型號儀器型號電子天平 FA1004N電子天平恒溫干燥箱 GZX-9070ME數(shù)顯鼓風干燥箱紫外分光光度計 UV-7504單光束紫外-可見分光光度計可見光分光光度計 721可見分光光度計攪拌器 JJ-1精密增力電動攪拌器恒溫水浴鍋 HH-1數(shù)顯恒溫水浴鍋 pH測定儀 PHS-3C型精密pH計曝氣泵 HX-8

36、800曝氣泵電加熱器 DL-I-15臺式封閉電爐實驗過程中的玻璃儀器：50ml比色管10支，25ml比色管5支，2cm*1cm寬比色皿2個，1cm*1cm窄比色皿2個，1cm*1cm石英皿2個，漏斗2個，250ml燒杯3個，250ml磨口錐形瓶3個，250ml錐形瓶3個，100ml容量瓶4個，1000ml容量瓶5個，試劑瓶6個，棕色試劑瓶3個，玻璃棒1個。2.2實驗指標測試方法2.2.1 模擬廢水最大波長的確定 稱取0.5g剛果紅染料放入500mL容量瓶中，用自來水溶解稀釋至刻度線配制濃度為1g/L的模擬染料廢水，然后根據(jù)需要進行稀釋，配制成五種不同濃度的剛果紅溶液，采用可見分光光度計測定不同

37、濃度的剛果紅溶液在不同波長下的吸光度。測定不同濃度在不同波長下的吸光度，找出最大吸收波長。2.2.2 NH4+-N的測定1ml水樣稀釋至50ml+1ml納氏試劑有NH4+-N加入后呈顏色，10min之后，在425nm檢測。原理：HgI2和KI的堿性溶液與NH3反應(yīng)淡紅棕色膠態(tài)化合物，此顏色在較寬的皿強烈吸收。(1) 50%酒石酸鈉鉀溶液稱取50g酒石酸鈉鉀（KNaC4H4O64H2O）溶于100ml去離子水中，加熱煮沸除去NH3冷卻，定容至100ml。(2) 納氏試劑稱取16gNaOH溶于50ml去離子水中，冷卻；先稱7gKI溶于50ml去離子水中，在稱10gHgI2，溶于上述KI溶液中；將溶

38、液在攪拌條件下緩慢注入溶液中，標定至100ml，貯存在塑料瓶中避光，納氏試劑可用1- 2周。2.2.3 NO2-N的測定1ml水樣稀釋至50ml+1ml對氨基苯磺酸（反應(yīng)28min）+1ml醋酸鈉+1ml鹽酸a萘胺溶液30min后在520nm波長檢測(1)對氨基苯磺酸溶液稱0.6g對氨基苯磺酸溶于80ml熱水中，冷卻后加入20ml濃鹽酸，標定至100ml。(2)CH3COONa溶液稱取16.4gCH3COONa溶于去離子水中，標定至100ml。(3)鹽酸a萘胺溶液稱取0.6g（鹽酸）a萘胺1-萘胺溶于1ml濃鹽酸水中，稀釋至100ml溶液若混濁，則應(yīng)過濾儲存于棕色試劑瓶中，低溫貯存2.2.4

39、NO3-N的測定1ml水樣+1ml1moll鹽酸稀釋至50ml紫外檢測220nm-2*275nm石英皿1moll鹽酸的配置：37%濃鹽酸C11.711.8moll取1ml37%濃鹽酸則 11.75*1=1*VH2OVH2O=11.75ml所以VHCL=8.51ml(每100ml1mollHCl)2.2.5 COD的測定(1)高錳酸鉀法儀器與試劑： a.酸式滴定管50ml；錐形瓶250ml b.高錳酸鉀溶液（15KMnO40.1mol/L）：稱取3.2g KMnO4溶于1.2L蒸餾水中煮沸，使體積減少至1l左右，放置過夜。用G-3號玻璃紗芯漏斗過濾后，濾液貯于棕色瓶中，避光保存。 c.高錳酸鉀溶

40、液（15KMnO40.01molL）：吸取100ml0.1molL KMnO4溶液于1000ml容量瓶中，用水稀釋至刻度，混勻貯于棕色瓶中，避光保存。此溶液約為0.01molL，使用當天應(yīng)標定其準確濃度。 d.草酸鈉標準溶液（12Na2C2O4=0.1000molL）：稱取0.6705g在105110烘干1h并冷卻的草酸鈉溶于水，移入1000ml容量瓶中，用水稀釋至刻度。 e.草酸鈉標準溶液（12Na2C2O4=0.0100molL）：吸取10.00ml上述草酸鈉溶液，移入100ml容量瓶中，用水稀釋至刻度。 f.（1+3）硫酸實驗步驟 a.取樣：清潔透明水樣取樣100ml，渾濁水取1025m

41、l，加蒸餾水稀釋至100ml，將水樣放入250ml錐形瓶中，共3份。 b.加入5ml（1+3）H2SO4，用滴定管準確加入10ml0.01molLKMnO4溶液（V1）并投入幾粒玻璃珠，加熱至沸騰，從此時準確煮沸10min。若溶液紅色消失，說明水中有機物含量太多，則另取較少量水樣用蒸餾水稀釋23倍（至總體積100ml）再按1.2重做。 c.煮沸10min后趁熱用吸量管準確加入10.00ml0.0100molL草酸鈉溶液（V2），搖動均勻，立即用0.01molLKMnO4溶液滴定至顯微紅色。記錄消耗KMnO4溶液的量（V1）高錳酸鉀指數(shù)（O2mgL）= C1(V1+V2)-C2V2*8*1000

42、 V水C1KMnO4標準溶液濃度(0.01mol/L)C2Na2C2O4標準溶液濃度（12Na2C2O4=0.0100molL）KMnO4溶液的標定將50ml蒸餾水和5ml（1+3）H2SO4依次加入250ml錐形瓶中，然后用移液管加10.00ml0.0100moll Na2C2O4標準溶液，加熱至7085，用0.01mol/L KMnO4溶液滴定至溶液由無色至剛剛出現(xiàn)淺紅色為滴定終點。記錄0.01mol/L KMnO4溶液用量。共做三分，并計算KMnO4標準溶液的準確濃度。(2)重鉻酸鉀法用0.25mg/l濃度重鉻酸鉀溶液可測定大于50mg/l的COD值，未經(jīng)稀釋水樣的測定上限是700mg/

43、l。用0.025mol/l濃度的重鉻酸鉀溶液可測定550mg/l的COD值，但低于10mg/l時測量準確度較差。重鉻酸鉀標準溶液（1/6K2CrO7=0.25mol/l）:稱取預先在120烘干2h的基準或優(yōu)級純重鉻酸鉀12.258g，溶于水中，移入1000ml容量瓶中稀釋至標線，搖勻。硫酸亞鐵銨標準溶液（NH4）2Fe(SO4)26H2O0.1mol/l：稱取39.5g硫酸亞鐵銨溶于水中，邊攪拌邊緩慢加入20ml濃硫酸，冷卻后移入1000ml容量瓶中，加水稀釋至標線，搖勻，臨用前用重鉻酸鉀溶液標定。標定方法：準確吸取10.00ml重鉻酸鉀標準溶液于500ml錐形瓶中，加水稀釋至110ml左右，

44、緩慢加入30ml濃硫酸，混勻，冷卻后，加入3滴試亞鐵靈指示液（約0.15ml）用硫酸亞鐵銨溶液標定，溶液的顏色由黃色經(jīng)藍綠色至紅褐色，即為終點。試亞鐵靈指示液：稱取1.458g鄰菲羅啉（C12H8N2H2O）0.635g硫酸亞鐵（FeSO47H20）溶于水中，稀釋至100ml，貯于棕色瓶中。硫酸-硫酸銀溶液：于2500ml濃硫酸中加入25g硫酸銀，放置兩天，不時搖動使其溶解（如無2500ml容器，可在500ml濃硫酸中加入5g銀）。硫酸汞：結(jié)晶或粉末。2.3 SBR運行方式在實驗研究過程中SBR反應(yīng)器采用間歇進水、間歇排水的方式，按照進水好氧曝氣厭氧攪拌沉淀排水靜置的流程運行，運行周期根據(jù)實驗

45、所需條件進行設(shè)定。每周期開始瞬時加入印染廢水1L左右。2.4 實驗運行方式2.4.1污泥馴化過程 (1)活性污泥馴化階段污泥為污水處理廠的活性污泥，印染廢水為模擬廢水。污泥馴化周期為12h：(2)活性污泥形成階段(3)活性污泥生長階段(4)活性污泥實現(xiàn)同步硝化反硝化泥馴化過程瞬間進水曝氣6（h）缺氧攪拌3（h）沉降2.9（h），周期為12（h）。2.4.2確定最適殼聚糖、粉煤灰的量配制模擬廢水，在不同濃度廢水中，加入不同量的殼聚糖，粉煤灰進行攪拌，攪拌3小時后，測量其澄清液的吸光度。選擇最適的量，選擇最好的介質(zhì)。2.4.3粉煤灰改性用6mol/LHCL，H2SO4 浸泡24小時，洗滌至中性，過

46、濾，烘干，碾碎，備用。取5g/100ml的改性粉煤灰在不同pH值下側(cè)脫色率。2.5技術(shù)路線活性污泥馴化培養(yǎng)馴化結(jié)束后的活性污泥曝氣6小時攪拌3小時澄清，吸取上清液測定氨氮、硝氮、亞硝氮COD粉煤灰處理的廢水圖2-2技術(shù)路線第3章結(jié)果與討論3.1污泥的培養(yǎng)與馴化本實驗所用活性污泥取自市污水處理廠二沉淀池，具有良好的活性，易于馴化。將其加入至SBR反應(yīng)器中，加生活污水1L，每天進水一次，以不同濃度的進水負荷對污泥進行馴化培養(yǎng)。馴化階段，通過測定溶解氧保證SBR反應(yīng)器溶氧充足，水溫保持在36左右，培養(yǎng)時間接近11天左右時，活性污泥基本馴化成熟，可供后期實驗使用。3.1.1活性污泥馴化過程中氨氮變化圖

47、3-1 進、出水氨氮濃度隨時間變化圖3-2 氨氮去除率隨時間的變化從圖3-1可知，在污泥馴化前期，進水氨氮和出水氨氮的濃度變化幅度很大，但是在污泥馴化成熟時，出水的氨氮濃度變化緩慢，最后趨于平衡。從圖3-2可知，活性污泥馴化前期1-3天氨氮去除率很低，馴化一段時間約8-10天后，氨氮去除率逐漸升高，實驗過程中會受到其他因素影響，整體來說氨氮去除率一直快速增長最終能達到70%。3.1.2活性污泥馴化過程中氨氮、硝氮的濃度表3-1 活性污泥馴化過程中氮的濃度時間（d）進水氨氮（mg/L）出水氨氮（mg/L）進水硝氮（mg/L）出水硝氮（mg/L）12.830.990.161.2623.110.70

48、.210.8333.540.290.060.5443.6900.130.6853.780.070.200.1864.110.170.190.2774.120.090.210.6683.960.080.111.0293.780.050.321.04103.890.260.211.3114.250.110.220.31123.690.210.211.06133.890.10.230.98144.120.040.320.33153.590.280.260.75163.980.120.211.784174.100.250.210.32183.980.190.100.86194.120.150.150.

49、64從表3-1中可知，污泥馴化前期，出水氨氮和總氮的濃度要比馴化成熟時要小，當污泥馴化結(jié)束時，總氮濃度明顯要小初始的總氮濃度。3.1.3 活性污泥馴化過程中總氮變化圖3-3 總氮的濃度隨時間的變化圖3-4 總氮的去除率隨時間的變化如圖3-3所示，在污泥馴化前期，進出水的總氮濃度相差不大，一段時間后，出水總氮的濃度開始下降，在后期，總氮的濃度開始緩慢，最后趨于平衡。那是因為，后期，污泥已經(jīng)馴化成熟。如圖3-4所示，前期總氮的去除率很低，但是，一段時間后，開始上升，最后趨于平衡。最大的去除率達到51%。3.1.4 活性污泥馴化過程中COD濃度的變化圖3-5 COD濃度隨時間的變化圖3-6 COD去

50、除率隨時間的變化如上圖所示，在污泥馴化階段中，進水COD濃度比出水DO濃度高，實驗過程中出水DO濃度基本保持不變，由于其他因素的影響出現(xiàn)拐點但總趨勢仍是基本不變。COD的去除率可達到54.6%。3.1.5污泥馴化結(jié)束后 pH對同步硝化反硝化脫氮效果的影響pH值是影響同步硝化反硝化的一個重要因素。硝化菌對pH值的變化十分敏感，對其生長適宜的pH值為8.0-8.4之間。與此同時，對反硝化反應(yīng)最適宜的pH值是6.5-7.5，pH高于8或者低于6，反硝化速率將大為下降?？紤]到硝化和反硝化兩過程中堿度消耗與產(chǎn)生的互補性，同步硝化反硝化的最適pH值應(yīng)在7.5左右。圖3-7 氨氮去除率隨pH的變化從圖3-6

51、中得出，pH為7.57時NH4+去除率達到80.13%，而當pH低于7.57時NH4+去除率隨著pH升高逐漸升高，到7.57時達到最高；pH高于7.57時NH4+去除率隨著pH升高逐漸降低，雖然由于外界因素的影響出現(xiàn)少量的波動，但是整體趨勢是不斷下降的。3.2 殼聚糖對模擬廢水的處理研究表3-2不同濃度的模擬廢水在不同波長下的吸光度廢水濃度（mg/L）波長475nm波長480nm波長490nm波長496nm波長498nm波長500nm波長510nm200.3960.4190.4590.4670.4680.4670.499300.6010.6380.6630.7060.7120.7100.681

52、400.7850.8440.9170.9320.9320.9280.889500.9921.0481.1361.1561.1561.1511.101601.2041.2711.3611.3881.3851.3771.314從表3-2中可以看出，用剛果紅配制的模擬印染廢水在波長為498nm下的吸光度最大。3.2.1 殼聚糖的量對模擬廢水的影響表3-3 不同量的殼聚糖下的吸光度殼聚糖g/100mL廢水濃度20(mg/L)廢水濃度30(mg/L)廢水濃度40(mg/L)廢水濃度50(mg/L)廢水濃度60(mg/L)0.10.2960.19920.20230.20380.20350.20.1470.

53、2060.2720.3930.10890.30.11240.10550.10180.10280.10720.40.09280.09780.09870.09780.09920.50.10250.10280.10380.10120.1032從表3-3中可知，當殼聚糖的量達到0.4g/100mL時，廢水的吸光度最小，脫色率達到67%。但是，殼聚糖比較貴，不經(jīng)濟。3.2.2 最適殼聚糖的量處理廢水的氨氮濃度圖3-8 殼聚糖處理的氨氮濃度隨時間的變化圖3-9 殼聚糖處理的氨氮去除率隨時間的變化從上圖可以看出殼聚糖處理模擬廢水，氨氮的去除率可達到53.5%。3.2.3 最適殼聚糖的量處理廢水的COD濃度圖3-10 殼聚糖處理廢水