生物接触氧化深度处理氯碱化工废水处理站尾水的中试研究 63页

生物接触氧化深度处理氯碱化工废水处理站尾水的中试研究摘要氯碱工业属于高耗水的行业，为了实现经济和环境的可持续发展，有必要对废水的深度处理技术进行更多研究。本文依托国家水体污染控制与治理科技重大专项(2008ZX07316-003)，选择安徽氯碱化工集团为对象，针对该集团污水处理站二沉池出水尾水，采用生物接触氧化法深度处理工艺进行了中试试验，以期获得最佳的运行参数。通过研究水力停留时间、气水比和温度对COD和氨氮去除率的影响，确定了最佳的运行参数。在试验的基础上，考察装置的耐冲击负荷能力，与曝气生物滤池深度处理工艺进行比较，以及建立生物接触氧化工艺的动力学模型。试验结果表明：在较低的温度条件下开给挂膜，所需时间较长，由于较低的进水有机负荷，挂膜成功时装置的COD去除率不高，仅有30％左右。在不断迸水和曝气的情况下，当水力停留时间为2．Oh，COD和氨氮有较好的去处率，分别为33．1％和33．4％；当气水比为5：1时，COD和氨氮的去除率分别稳定在29．7％和49．7％左右；温度对COD和氨氮的处理效果的都有影响，但对氨氮的影响更为明显，因为低温条件将更不利于硝化反应的发生，在适宜的温度条件下，COD和氨氮的去除率可达31．0％和76．1％。在经过高有机负荷后，大概需要10天，生物接触氧化池即可恢复一定的处理能力。通过与曝气生物滤池试验结果的比较，可知在深度处理氯碱废水方面，生物接触氧化池的处理能力稍逊于曝气生物滤池。此外，本文通过对生物接触氧化工艺处理氯碱废水的研究，建立了相应的动力学模型。关键词：氯碱工业废水；生物接触氧化法；深度处理；动力学模型nOxidationProcesstoAdvancedTreatmentofEffluentfromChlor-·alkaliIndustryWastewaterTreatmentStationABSTRACTChlor-alkaliindustryisanindustryofhighwaterconsumption．Itisnecessarytomakemoreresearchesonadvancedtreatmenttechnologyofwastewater，inordertoachievethesustainabledevelopmentofeconomyandenvironment．ThispaperreliesontheKeySpecialProgramofScienceandTechnologyofWraterPolutionControlandTreatmentofState(2008ZX07316·003)，andtakestheAnhuiChlor．alkaliChemicalGroupastheobjecttoresearchtheadvanvedtreatmenttechnologyofwastewater．Aimingatthewaterfromsecondarysettlingtankofpollutedwaterdisposalstationinthisenterprisegroup，apilot—scaleexperimentwascarriedoutbyBiologicalContactadvancedtreatment,withtheexpectationofobtainingtheoptimumparameters．Thebestparameterswereidentifiedfromtheeffectofhydraulicretentiontime，theair／waterratioandtemperatureOnCODandNH4+．Nremovale佑ciencies．Onthebasisofthetestresults，theresistanceagainstconcussiveloadingwasconsidered，thecomparisonwiththeadvancedtreatmentofbiologicalaeratedfilterwasanalyzedandthedynamicmodelofthebiologicalcontactoxidationtreatmentprocesswasalsoestablished．Theresultsoftheexperimentshowedthat：Itwastrainedbio-filmundercoolertemperaturesandmaturedforalongerperiodoftime．TheremovalefficienciesofCODfordevelopingbiofilmonsurfaceofmediawasonly30％withlOWorganicloadingrate．Inthecontextofadmissionofwaterandsteam，theremovalratesforCODandNH4+Nwere33．1％and33．4％respectivelyathydraulicretentiontimesof2．Oh．Astheair／waterratioof5：1。theremovalefficienciesofCODandNH4+-Nwererespectivelysteadyat29．7％and49．7％．ThetemperaturehadmoreeffectsontheremovalrateofNH4+-N．becauseofthelOWtemperaturewasbadfornitrification．TheremovalratesofCODandNH4+．Ncouldreach31．O％and80．9％respectivelyunderappropriatetemperatureconditions．Andafterthehigherorganicload，itwouldtakeabout10daysforthebiologicalcontactoxidationpondtorecoveritscertainprocessingability．Comparedtotheresultsofbiologicalaeratedfilters，theprocessingabilityofbiologicalcontactoxidationpondwasweaklyninferiortothatofbiologicalaeratedfiltersinadvancedtreatmentofChlor-alkaliwastewater．ThekineticmodelofChlor．alkaliindustrywastewaterinthebiologicalcontactoxidationprocesswasresearchedandestablished．Keywords：Chlor．alkaliindustrywastewater；Biologicalcontactoxidationprocess；advancedtreatment；Kineticmodeln致谢三年的研究生学习给我提供了更好的学习和应用专业知识的机会，是我人生历程中重要的一页，在此，谨向所有给予我关心和帮助的各位老师、同学们，致以最衷心的感谢!首先要感谢我的导师李如忠教授，李老师治学严谨、知识渊博，从论文选题、开题报告、写作提纲到论文中的每一个细节都精益求精。正是在李老师的悉心指导和热情帮助下，我的学业才得以顺利完成。读研阶段有幸参加了国家水体污染控制与治理科技重大专项课题一一工业园区水污染控制与水资源综合利用技术研究与示范课题，并依托该课题的子课题完成了硕士学位论文，使我受益颇多。在此，谨向给予我这一机会的课题负责人洪天求教授表示深深的谢意!这里，我要真诚地感谢崔康平副教授，感谢崔老师在试验选题、试验工艺设计以及试验过程中所给予的无私帮助和提供的重要技术指导。同时，也向提供宝贵意见和建议，并给予技术指导的周元祥副教授，表示衷心感谢!感谢安徽氯碱化工集团污水处理站郑站长以及各位朋友的帮助!此外，我还要感谢在试验过程中给予我很大帮助的范传勇师兄、柏义生、李继、李峰等各位同学。最后，我要把最深切的谢意送给我的父母和我的室友，感谢他们对我生活上无微不至的关怀和精神上的支持与鼓励!作者：周文娟2011年4月18日n目录第一章绪论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．11．1氯碱化工废水的性质⋯⋯⋯⋯⋯．．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．2氯碱化工废水处理进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11．2．1氯碱化工废水的预处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．2．2氯碱化工废水的二级处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．21．2．3氯碱化工废水的深度处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．31．2．4氯碱化工废水深度处理的意义⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．51．3主要研究内容及技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．61．3．1主要研究内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．61．3．2技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯61．4生物接触氧化法概叙⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。71．4．1生物接触氧化法的净化机理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．71．4．2生物接触氧化工艺⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．81．4．3生物接触氧化法的特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯121．4．4生物接触氧化工艺的影响因素⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯131．5生物接触氧化法的研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯151．5．1研究现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯151．5．2发展趋势⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。16第二章尾水生物接触氧化处理的中试装置及挂膜⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。172．1安徽氯碱化工集团简介⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．172．2中试装置⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．182．2．1尾水的性质⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯182．2．2中试装置的设计⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．182．2．3分析方法与仪器⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯202．2．4控制参数的确定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯202．3试验方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．212．3．1挂膜过程⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯212．3．2挂膜期间的因素影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯222．4本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．22第三章试验结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯233．1水力停留时间对COD和氨氮去除效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．233．1．1不同水力停留时间的COD去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯233．1．2不同水力停留时间的氨氮去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．25n3．2气水比对COD和氨氮的去除效果的影响⋯⋯．．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．263．2．1不同气水比的COD去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．263．2．2不同气水比的氨氮去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。283．3最佳水力条件下的运行结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．303．4温度对COD和氨氮处理效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．313．4．1温度对COD处理效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯323．4．2温度对氨氮处理效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯333．5生物接触氧化池对总磷的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。353．6生物接触氧化池的耐冲击负荷能力⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．363．7本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯37第四章生物接触氧化池与曝气生物滤池处理效果的比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。384．1挂膜对比试验⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．384．2尾水COD处理效果的比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯394．3氨氮处理效果的比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯414．4本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。43第五章生物接触氧化动力学分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯445．1生物接触氧化动力学基本模式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯445．2生物接触氧化法处理废水的动力学探讨⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．455．3本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。49第六章结论与展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯506．1结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．506．2展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯50参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯5ln插图清单图1．1主要技术路线图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．7图2．1安徽氯碱化工集团污水站处理流程图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯17图2．2试验主体流程图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯_⋯⋯⋯⋯⋯19图2．3中试装置设计图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯19图2．4中试装置的现场实物图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯20图2．5挂膜期间进出水COD变化情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．22图3．1不同水力停留时间COD去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．23图3．2水力停留时间对COD去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．24图3．3不同水力停留时间的氨氮去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯25图3．4水力停留时间对氨氮去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．26图3．6气水比对COD去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．28图3．7不同气水比氨氮处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．29图3．8气水比对氨氮去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯30图3．9a夏季COD处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．31图3．9b夏季氨氮处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．3l图3．10a冬季COD的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯32图3．10b春季COD的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯32图3．10e夏季COD的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．33图3．11a冬季氨氮的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．34图3．11b春季氨氮的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯34图3．11c夏季氨氮的处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．34图3．12接触氧化池的总磷处理效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．35图3．13a高负荷后COD的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯36图3．13b高负荷后氨氮的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．36图4．1生物接触氧化池与生物滤池装置图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯38图4．2挂膜对比试验中COD的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯39图4．3COD处理效率的对比结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯39图4．4氨氮处理效率的对比结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．41图5．1图解法求Sn⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯48图5．2图解法求U。懈和磁⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．48n表格清单表1．1各种填料性能比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．11表2．1各生产车间废水排放情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．18表2．2二沉池尾水水质状况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．18表2．3分析方法与仪器⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．20表3．1水力停留时间对COD去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯24表3．2水力停留时间对氨氮的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．26表3．3气水比对COD去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．27表3．4气水比对氨氮去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．29表3．5温度对COD去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯33表3．6温度对氨氮去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．35表4．1COD处理效果的对比结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯40表4．2氨氮处理效率的对比结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯42表5．1接触氧化池试验数据⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯47n第一章绪论1．1氯碱化工废水的性质氯碱工业中的废水主要来源于生产过程，如盐水净化系统、电解系统、氯氢处理系统、烧碱蒸发废水、PVC含酸废水、有机氯产品含酸废水、乙炔发生电石灰废水、电站水净化产生废水等等。盐泥废水的主要来源是烧碱生产过程中，盐水处理、金属阳极、修槽、蒸发、氯化氢处理、次钠生产、盐酸合成工段，废水悬浮物较高；酸性废水主要来自于离子膜树脂塔再生酸性水、电站水处理磺化酶再生水、氯产品洗水及废气塔吸收水等；含汞废水产生于氯乙烯单体生产过程中，HgCl2作为触媒催化反应，触媒在使用一段时间后转化率下降就需要更新，更换触媒时就会产生含汞废水，汞浓度一般在20mg／L左右，水质为黑色：含苯和氯苯废水产生氯化苯精馏提纯过程在冷却过程，另外在二氯苯蒸馏时也有少量含苯废水；含酚废水产生主要是苯酚生产过程中稀酸酸化酚化和蒸馏残渣水、地面散水等；含氯水是电解产生的氯气因温度高、水蒸气分压大，被钛冷却器冷凝之后变成了冷凝水混在氯气之中，经气水分离之后产生的废水；电石压滤废水主要来源于乙炔生产中电石渣压滤产生的滤液废水废水含渣量大、水量大ll巧】。1．2氯碱化工废水处理进展1．2．1氯碱化工废水的预处理氯碱废水大部分是酸性水，废水中含有各种污染物，不仅盐份、悬浮物和COD含量，而且部分水中有异味，排入水体后集中处理不但数量大且难度也很大，而且污染环境、腐蚀设备管道【6。7】。根据实际经验，针对各种污染物种类，分别采取不同的预处理方法，不仅可以回收利用有价值的成分，还可以减轻后续处理的负担，实现较好的经济效益和环境效益【弘91。针对不同废水性质，氯碱化工废水预处理方法主要有：(1)无机废水无机废水主要包括机封冷却水、蒸汽冷凝水、二次汽冷凝水、含碱废水、含酸废水、氯水、含高盐废水、设备洗洁水、循环水和排污水等。冷凝水水质较好，主要用作循环水或补充水，酸碱性废水主要进行中和处理，使废水pH满足处理要求，含氯废水一般用亚硫酸钠中和后排入水体，则会使使大量氯气白白浪费，可以将含氯水引到淡盐水真空脱氯气水分离器内，实现氯气回收。也可用含氯水做次氯酸钠去净化乙炔气，效果也很好，已工业化生产，因此值得推广。高含盐废水的预处理可以通过投加絮凝剂，使钙离子沉淀后再水解酸化，也可以通过微电解处理，都是为了提高废水的可生化性【l仉12】。(2)有机废水n对有机废水，根据废水中不同的有机废物，采取不同的处理方法后再进行生化处理。为处理汞触媒污水，天津化工厂将含汞污水加入一定量明矾溶液集中沉降，上清液通过锯沫过滤器除去杂质和大部分汞，再经过活性炭过滤器的吸附，使处理后的废水含汞达O．03～0．05mg／L，可返回真空泵循环使用，可以实现含汞废水不外排，锯末集中送汞矿进行处理。含酚废水可用30％的N一503煤油溶剂进行萃取，尾部用活性碳吸附，最后生化处理【111。聚乙烯母液可通过离心处理，使其能部分回收利用，剩余废水进行综合处理【l⋯。1．2．2氯碱化工废水的二级处理(1)普通好氧生物处理好氧生物处理包括活性污泥法和生物膜法，活性污泥法主要用于去除溶解性和胶体性的可生物降解有机物以及能被活性污泥吸附的悬浮固体物，也能够去除部分的无机盐类(磷和氮的化合物)。生物膜法主要去除污水中溶解性有机污染物，对水质和水量的变化有较强的适应性。废水得到净化的主要原因是其中的可溶性有机污染物不断被反应器中的微生物吸附转化为H20、C02、NH3和细胞物质。高浓度有机氯碱化工污水如果采用传统的好氧生物法处理，由于废水水质波动较大，致使排放废水的值接近排放标准，时而出现超标现象【l弘14J。目前，氯碱综合废水的主要二级处理仍是好氧生物处理。通过好氧生物处理，废水中的部分有机物被去除，但由于氯碱废水中含有的高盐度、有毒有害和难降解物质，使处理后的水COD值偏高，影响处理效果。近年来，好氧生物处理主要集中在强化活性污泥法、改善载体填料性质和增加预处理等方面。(2)厌氧生物处理厌氧生物处理是指在无氧或缺氧条件下，有机污染物通过厌氧微生物的作用，经过水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和产甲烷阶段被转化为无机物和少量细胞物质的过程。上流式厌氧污泥床反应器(UASB)有较为广泛的用途，废水自下而上通过该反应器，在反应器底部会形成一个污泥层，其中含有高浓度、高活性的微生物群，大部分的有机物在这里被转化成CH4和C02。由于气态产物的搅动和气泡粘附污泥，在污泥层之上会形成一个悬浮污泥层。在反应器的上部设有三相分离器，完成气、液、固三相的分离。由于反应器内保留了大量厌氧污泥，使反应器的负荷能力很大，有机物去除率高，能较好的适应温度和pH的变化【15·161。(3)厌氧．好氧联合处理厌氧．好氧联合法主要特点：废水中大量的悬浮物和有机物在厌氧工艺过程中能够被有效去除，使后续的好氧工艺有机负荷减小，好氧污泥的产量也相应降低，整个工艺的反应容积变小：厌氧工艺还能起到均衡作用，减少后续好氧工艺负荷的波动，使好氧工艺的需氧量减少且较为稳定，既能节约能源又方便实际2n操作‘171。过程中还可以将硝化作用与反硝化作用很好的结合，达到生物脱氮的效果。这样不仅可以降低出水中的氨氮浓度和有机物浓度，还能处理部分难降解物质，增强了污水的处理效果。氯碱行业电石渣上清液和助剂废水经预处理后，采用好氧一兼氧一好氧系统进行处理，废水由1000mg／LT降90mg／L下，COD去除率平均为87％，出水其他指标均达到排放标准【181。1．2．3氯碱化工废水的深度处理废水深度处理可以认为是经过传统二级废水处理后，为进一步提高水资源的回用效能而增加的其他处理过程。一般情况下，对废水进行深度处理，应考虑以下一种或者多种因素：一是满足日益严格的排放标准；二是达到不同回用水的水质要求；三是去除二级出水中可能存在的特殊无机和有机组分‘191。1．2．3．1化学法(1)化学混凝混凝工艺是通过向水中投加混凝剂或助凝剂，经过压缩双电层作用、吸附架桥作用、网捕作用，水中微小粒径的悬浮物和胶体会形成大的絮凝体，再通过沉淀或气浮进行分离的工艺方法。通过混凝沉淀技术不仅可以降低污水的色度和浊度，还可以去部分有机物、某些重金属物质和放作用、射性物质等，也可以去除氮和磷等可溶性物质。混凝工艺经济成熟，应用较为广泛，但处理效果受水温、pH和水中杂质的影响较大，当有较高的出水水质要求时，该工艺则无法满足处理要求【z01。(2)化学氧化化学氧化是一种使用化学氧化剂将污染物氧化成微毒无害的物质或转化成易处理的形态的处理方法，常用的化学氧化剂包括H202、03、C102、K2Mn04等，高级氧化技术是以羟基自由基(．OH)为氧化剂，使大多数难降解的有机污染物氧化为低毒或无毒的小分子物质的一种化学氧化技术。痕量难降解有机物能够被高级氧化技术有效处理，因此研究各痕量有机物与高级氧化技术的处理机理及之间的相互关系是很有意义的。同时，应加强对高级氧化技术应用过程中，有毒有害物质的降解途径及中间产物的研究，从而确定在降解过程中是否产生其他有害物质。对于组合工艺的高级氧化技术，应加强消毒副产物的研究，避免产生有毒有害的消毒副产物【2卜221。1．2．3．2物理化学法物理化学法主要是利用物理化学原理对污水中的无机的或有机的(难于生物降解的)溶解物质或胶体物质进行处理的方法，尤其用于物质的回收利用和污水的深度处理‘231。(1)过滤吸附n过滤一般是指利用滤料层截留水中悬浮物的能力，对污水进行处理并获得清水的工艺过程，单纯的过滤通常对悬浮物及胶体物质有较好的去除效果，对色度和COD也有一定效果，处理后水中的浊度和SS通常较低，贾建军等【24j对城市污水处理厂的出水采用纤维球过滤器进行处理并进行回用，试验表明是可行的，处理后的水中COD、NH3-N、浊度、SS等指标均能达到国家中水回用水质标准。吸附主要是利用吸附剂固体表面能够吸附水中溶解性及胶体性物质的能力，对污水进行处理的工艺过程，常用的吸附剂有活性炭和腐植酸类，活性炭的吸附能力强，在水处理过程中常采用颗粒状活性炭，但其再生费用较贵，限制了它的广泛使用。腐植酸类吸附剂能吸附工业废水中的重金属离子，但其机械强度低，吸附容量不高，适用于较窄的pH范围，仍处于试验研究阶段。(2)离子交换离子交换是利用树脂将水中的污染物质与树脂中的H+或OH‘进行交换而被吸附到树脂上的一种方法。树脂可以从废水中吸附有机溶质，并可方便地进行洗脱再生。近年来，吸附树脂在水的处理中得到广泛应用，不仅可以净化污水，减低废水中污染物浓度，还可以回收利用废水中的部分有用物质，实现资源再利用【251。离子交换树脂在高浓度有机废水处理中的应用，方华等【26】用强碱性阴离子树脂处理高浓度有机废水，结果表明有COD有很好的去除效果，去除率大于80％，失活树脂用2倍体积10％NaCl溶液以每小时2倍体积的流速再生，树脂性能不变。(3)膜分离膜分离是根据生物膜对物质的选择透过性的原理而设计的一种对污水中不同组分进行分离的方法。近年来，膜分离技术广泛应用于污水处理领域，包括电渗析、微滤、超滤、纳滤、反渗透等，电渗析能去除水中的带电颗粒，但是对病毒和大多数有机物的处理效果较差，可与其它技术结合制备高纯水。微滤和超滤主要作为反渗透的预处理方法，以保证进水水质要求。污水中的有机物和病毒可以通过纳滤和反渗透的筛分作用被去除、离子型无机物可以经扩散作用被去除，因此，纳滤和反渗透具有较强的处理能力和广泛的处理范围【z¨。1．2．3．3生物方法生物方法是指利用微生物对有机物和其它物质的吸附分解作用进行废水净化的处理方法。生物处理一般流程简单、运行费用较低、易于管理，经过培养驯化后的微生物通常无需再进行人工强化作用，其自身生长和繁殖过程中可不断利用水中的污染物而达到净化水质的作用。姚丹郁等【28】采用悬浮填料生物接触氧化深度处理天津大港石化外排污水并进行回用，污水平均含油量由3．0mg／L下降No．6mg／L，COD由97．2mg／L下降虱J25mg／L，氨氮质量浓度由21．6mg／L下降到3．72mg／L，污水基本实现回用。4n1．2．3．4组合方法由于二级生物处理的出水中仍可能含有成分较复杂的污染物和难降解物质，因此在选用深度处理技术时，单独处理工艺很难使出水水质达到国家回用水标准，且耐冲击负荷能力差，而组合工艺则可以充分发挥各自工艺的优点和协同作用，达到有效处理的目的。PetalaM[29】等对污水厂的二级出水采用砂滤一生物活性炭一臭氧的处理工艺进行处理，其中生物活性炭能够有效降低出水浊度及有机物的含量，臭氧氧化还可以兼具消毒的作用，但高剂量的臭氧不仅会提高处理成本，还可能产生有毒的消毒副产物。吉春红【30】采用曝气生物滤池+超滤+反渗透联合工艺对有机化工厂的二级生化处理出水进行了深度处理，结果表明，处理后的水质能满足回用要求。1．2．3．4氯碱化工废水深度处理技术存在的主要问题氯碱化工废水中有机物种类繁多，成分复杂，单一处理工艺会使净化效果不好且有污染物超标。这需要优化各种处理技术，找出有效的处理氯工艺。(1)物化处理工艺中，活性炭吸附存在的问题是炭种难确定、活性炭易饱和，再生成本高。高级氧化技术存在的主要问题：①反应条件苛刻、选择性差；②催化剂费用高且易流失，容易造成二次污染。絮凝沉淀法存在的主要问题包括：①絮凝剂本身含有毒性单体，会产生二次污染；②絮凝剂与有毒有害物质的接触不充分、反应效率低，使处理成本增加；③易受废水pH的影响。膜分离技术存在的主要问题有：①膜的抗污染性能力不强；②膜使用寿命过短；③一次性投资较高。(2)生物处理过程中，易受微生物活性的影响，有毒有害物质及含盐量的去处效果不明显，处理后的出水只能满足要求不高的回用水标准。(3)组合工艺相对复杂，操作和运行条件要求较高，尤其是成本问题严重制约了工艺的推广和使用。1．2．4氯碱化工废水深度处理的意义污水深度处理的必要性，一方面由于水资源的缺乏，许多城市已经面临缺水；另一方面随着用水量的不断增加，污水的排放量也迅猛增加，这不仅会对生态环境造成严重污染，也会影响经济和社会的进步发展。如果这些污水可以进行深度处理并作为再生水回用，这样不仅可以节约优质水和解决城市缺水问题，还可以同时减少污染物的排放。众所周知，工业污水的特点是水量和水质变化大、污染物成分复杂、可生化性欠佳。目前工业废水深度处理困难较大的是以污水回用循环水和锅炉补水。但近年来，随着用水成本的不断提高，各地对回用水的需求量也在不断上升，这使得污水的深度处理与回用技术得到了较n为迅速的发展。目前，氯碱化工行业的节水，一方面主要是针对氯碱化工生产工艺过程进行的节水；另一方面是对综合废水进行深度处理，以实现回收再利用。山东铝业公司氯碱厂对高温湿氯气冷凝产生的氯水，采用合理的处理工艺，可以实现氯和水100％的回收：对于高压反渗透浓水和循环水系统的置换水，由于水中的杂质离子浓度过高，若用作化盐水，将会消耗大量的药剂，没有实现废水的可再利用经济价值，所以一般可作清洁用水；由于电解工段机泵冷却水、氢气洗涤冷凝水和蒸汽冷凝水都是含有较低的杂质离子，水质好的软化水，通过水网改造，建立完善的回收管网系统，将这些水回收到一次盐水工段的泥浆池【3川。新疆独山。子石化公司对达标排放的废水进行了深度处理与回用试验，采用了BAF+双膜工艺的处理工艺，处理后的水可以作为锅炉水及循环水补水。试验结果表明，BAF+双膜工艺能有效去除污水中的有机物、悬浮物和各种阴阳离子等，出水能够达到再生水水质标准，实现了水资源的充分利用，从而节约大量新水，产生了良好的经济效益和环境效益【321。1．3主要研究内容及技术路线1．3．1主要研究内容本课题来源于国家水体污染控制与治理科技重大专项“巢湖流域城市水污染控制与水环境综合整治技术研究与综合示范项目一中课题“工业园区水污染控制与水资源综合利用技术研究与示范课题刀的子课题：氯碱工业循环经济链的开发以及废水回用的深度处理技术(编号：2008ZX07316．003—001)。主要研究内容概括如下：(1)开展生物接触氧化装置挂膜过程中微生物的培养及驯化研究。(2)考察不同环境条件对处理效果的影响，重点针对水力停留时间、气水比和温度等因素对于COD、氨氮去除效率的影响开展相关研究，并通过比较、分析确定相对较佳的环境条件。(3)开展比较试验，即将生物接触氧化法与曝气生物滤池法的处理效果进行比较，找出差距和各自优势。(4)通过试验，构建生物接触氧化技术处理氯碱化工废水的动力学模型。1．3．2技术路线本研究拟采取的主要技术路线，如图1．1所示。6n1．4生物接触氧化法概叙生物接触氧化法是一种浸没曝气式生物膜法，在气水充分混合时，填料上生物膜中的微生物充分吸收利用污水中的有机物和其它物质，不断净化污水。生物接触氧化法的氧化池内有载体填料，经过充氧的污水以一定的流速流经填料并浸没全部填料。填料上的生物膜通过与污水的充分接触，使膜内的微生物不断吸收利用污水中的有机污染物和进行新陈代谢作用，污水能够得到不断净化，因此，生物接触氧化技术被称为“淹没式生物滤池"。另一方面生物接触氧化技术使用的曝气方式与曝气池相同，不仅可以为微生物生长繁殖提供充足的氧，还可以对废水进行搅拌和混合作用，因此又被称为“接触曝气法"[33]o生物接触氧化技术常用于处理的污水不仅含溶解性有机物，也会含有粒状有机物。它与活性污泥法有相似的曝气方式和流体力学特性，与生物滤池有类似的微生物附着场所及生存方式，使其同时具有两者的优点。相关的实验研究表明【341，在相同的试验条件下，接触氧化法的容积负荷是普通活性污泥法的3～5倍，可达到3～10kgBOD5／m3d，生物接触氧化池比表面积是生物滤池的3～8倍，可达到130"-"160Gre2／m3，COD去除率也可以达到传统生物法的2～3倍。1．4．1生物接触氧化法的净化机理生物接触氧化法的主要净化作用是由生物膜中的微生物完成，所以培养性能良好的生物膜是关键。生物膜是粘性膜结构，主要由微生物群体组成的，最初会有少量细菌固着生长在填料表面并不断分泌粘性的胞外聚合物，不断增加的细菌会在填料表面逐渐形成胶质粘膜层，粘膜层内的细菌会不断生长繁殖而形成新的生物膜层，新膜上也会不断出现其它微生物，膜外层通过与废水的接触而不断向外增生，膜上的各种微生物会形成一个稳定生态系统p51。污水的净7n化主要通过以下几种途径去除：(1)吸附阻留作用生物接触氧化池中的填料能够部分吸附和阻留污水中的污染物，填料表面吸附阻留所聚集的有机颗粒也会不断增加其粗糙度，加强了吸附阻留作用。同时填料表面附着形成的生物膜也会相应增加吸附阻留作用。因此，填料与生物膜的联合吸附阻留作用是去除污染物的第一步。(2)净化作用净化作用主要是由微生物完成，在工艺运行初期，少量的细菌附着于填料表面并逐渐形成薄的生物膜，在底物和溶解氧充足的条件下，微生物会迅速生长繁殖，生物膜会不断增厚和成熟。但当生物膜达到一定厚度，滞流层中溶解氧被膜表层微生物耗尽时，生物膜内层将无法得到溶解氧，层内好氧微生物群将不断死亡和解体，兼性和厌氧微生物开始繁殖并逐渐形成厌氧层，这将会降低与填料表面的粘附力。经过一段时间后，内层生物膜在本身重力及污水流动力作用下脱落，脱落的填料表面上也会重新生长生物膜。由于氧化池内的填料有较大的表面积，会同时存在生物膜发展的每一个阶段，这使得生物膜净化有机物的能力可以稳定在一定的水平上p6|。(3)捕食作用生物处理过程中都有生物种群的存在，生物接触氧化池内的生物膜中种群构成复杂多样，不仅会出现种类数量较多的丝状真菌和丝状细菌，还会有轮虫类等后生动物，甚至会出现藻类，生物膜内形成丰富的微生物种群使得其中的食物链关系复杂，这会有效促进转化有机物的作用。一般而言，在生物接触氧化池中，食物链的分级是沿着水流方向的，会逐渐形成有机物．细菌一原生动物-后生动物这一主食物链，加上交叉形成的网状食物链关系，反应器中的有机物能够被有效的处理。1．4．2生物接触氧化工艺典型的生物接触氧化工艺主要由接触氧化池、载体填料和布气系统四部分组成。1．4．2．1生物接触氧化池生物接触氧化池是生物接触氧化工艺的主要处理构筑物，主要用于设置填料和安装布气装置。目前，根据不同的水流循环方式，生物接触氧化池可分为内循环式与外循环式，按照不同的布气系统位置，可分为直流式与分流式。国内的接触氧化池一般多采用直流式，这种形式的曝气系统直接设在填料底部，气水混合后向上流经填料，气流对生物膜的冲击和搅动影响较大，会加速生物膜的脱落更新而使其保持较高的活性，此外，在上升的气流与填料不断n撞击的过程中，气泡能够被反复切割而使其粒径变小，这将会提高了氧的转移效率，因为过程中气泡与污水的接触面积不断增加【，¨。国外多采用分流式接触氧化池，在这种处理方式中，污水先在隔间进行单独的充氧过程，经过激烈的曝气和充氧后的污水则会被缓慢引进装有填料的另一隔间，与填料和生物膜进行充分接触，这种处理方式可以使污水反复进行充氧和接触，将会非常有利于微生物的生长繁殖，因为污水中有充足的溶解氧和良好的营养条件。但是也会造成填料间的水流过于缓慢、没有足够的冲刷力，致使生物膜表面更新缓慢而易形成厌氧层，使污水中的有机物不能有效被利用，所以当污水的BOD负荷较高时，不宜采用此种处理方式。在分流式接触氧化池中，当池中心为曝气区，周围外侧作为填料的接触氧化区时，被称为中心曝气型接触氧化池，池内的处理水在最外侧间隙上升，从池顶溢流排。当池内的填料设在池的一侧，曝气区设在另一侧，出水口沿设于曝气区外侧时，称为单侧曝气型接触氧化池，池内的污水首先进入曝气区进行曝气充氧，再由上而下流入填料区进行充分接触，污水在曝气区和填料区不断循环往复，加强了装置的处理效果。1．4．2．2填料填料是生物接触氧化法的核心部分，填料的主要作用[38-39]：(1)提供了微生物生长繁殖所需的载体，并尽可能的保持稳定的生长环境和较多的微生物量。(2)不仅可以具有对水流的紊动调节和废水的再分布作用，还可以同时重复切割氧化池中的空气泡，提高池内溶解氧的浓度，强化了池内不同物质间的传质作用过程。(3)可以吸附截留污水中部分悬浮物，降低出水中的悬浮物浓度。因此，载体填料是生物接触氧化法的关键部分之一，是直接影响生物接触氧化工艺处理效果的关键因素。生物接触氧化法工艺上对填料一般要求填料是较大的比表面积、强度大、水力阻力小、截留悬浮物质能力强、与水比重相差不大、稳定的化学和生物性，能够长久使用、尺寸均一、在填料间能够形成均一的流速、资源充足、价格便宜、便于运输和安装等特点【4m411，实际工程应用中使用的填料主要有以下几种。典型的固定式填料主要是由玻璃钢或塑料板制成的蜂窝状填料。在工程使用过程中，蜂窝状填料具有成本低廉、孔隙率大、截污能力强等优点，但由于其比表面积小，使用中会产生较大的水流阻力、填料易堵塞、其上的附着微生物量少。软性填料通常由用中心绳将尼龙、维纶等化学纤维编织成束的束体呈绳状连接而成的填料【421，为方便安装检修，常以防腐金属框架作为填料支架制成组9n装体，整体放入池中。软性填料的主要优点是：比表面积大、易于形成生物膜且有较强的附着力、纤维束在水中呈立体结构不易发生堵塞现象、轻质量高强度、物理化学性能稳定、适宜处理高浓度的有机废水。但长时间使用后也易于结团，不仅减小了填料的实际可利用表面积，还可能在填料内形成厌氧区，将会降低废水中污染物的去除效率，填料整体的稳定性和经济性较差。半软性填料的主要结构是中心绳、塑料套管和填料单片，主要材质为变性聚乙烯、聚氯乙烯等耐酸、耐碱、耐老化的有机塑料【431，其主要特点是：比表面积大、高孔隙率、耐磨耐腐蚀、无堵塞、单片结构使填料的每个部分都起着小型布气器的作用，提高了池内物质问的传质效率。主要缺点是：填料造价较高、微生物的挂膜速度慢、生物膜总量偏少，都会影响废水的处理效果，造成出水的水质不稳定。组合填料主要组成材料是高分子聚合物、醛化合成的纤维【431，其主要优点是比表面积大、传质效果好、有良好的水力流态和布水布气性能、挂膜迅速易更新、耐冲击负荷。缺点是造价较高。弹性立体填料是用高分子聚合物经特殊加工处理制成的具有弹性丝条的填料【441。弹性丝条在水中呈现辐射立体状态，能吸附水中的微小气泡并可以对气泡进行多层次连续切割，极大地增加了水中的充氧效率，气水比随之减少，降低了处理成本。其主要优点是实用表面积大、空隙的可变性大、不易堵塞、启动挂膜快、挂膜迅速、污泥产生量小、耐腐蚀、耐老化、使用寿命长。主要缺点是耐冲击负荷力较差。悬浮型填料在曝气池中以悬浮形式存在，具有直接投放、全立体结构、无须固定、剩余污泥少、使用寿命长等特点，应用在兼氧一好氧工艺中不仅COD去除率可达到90％以上，而且也有较好的脱氮效果【451，悬浮式填料用于处理氯碱化工废水还存在一些缺陷，主要是造价高、难挂膜、易堵塞。‘各种填料性能的比较见表2．1【461。10n表I．1各种填料性能比较1．4．2．3曝气系统曝气系统为生物接触氧化池内微生物的生长繁殖提供不可缺少的氧气，是其重要组成部分，它与生化处理效率、氧化池的正常运行以及动力消耗密有很大关系。曝气系统的主要作用f47】：(1)为微生物利用水中的有机物进行氧化、合成和内源呼吸作用提供所需的氧气，控制氧化池中的溶氧浓度保持在合适的水平上。(2)可以充分搅动池内水流而形成紊流，紊流程度的增强会提高被处理水与生物膜的接触效率，从而使污染物的去除效率提高。(3)不仅可以加快填料上老生物膜的脱落，同时又会促进新生物膜的更新，有效防止了填料的堵塞，提高处理效率。曝气系统按供气方式不同，有射流曝气、鼓风曝气和机械曝气，处理水量较少的情况一般采用射流曝气，该曝气方式的工作噪声小、过程中氧的利用率高、方便管理及维修，但有比较大的动力消耗、装置在脱落的生物膜易被击碎而出现上浮。鼓风曝气是目前国内使用较多的曝气方式，这种方式的曝气使供气量易控制、动力消耗较低，但噪声偏大。n曝气系统的供气主要是由充氧设备完成，装置处理污染物的能力、电耗及运行费用都与充氧设备的性能有关。目前，鼓风充氧设备常用的主要有穿孔管、曝气器和曝气软管【4¨。穿孔管孔眼直径一般4～6ram，孔口速度5---10m／s，当使用大阻力系统，池内有比较均匀的布气。该充氧设备简单易行、安装方便、投资低。但孔口易堵塞，一般氧的利用率仅有6％～7％，效率不高。散流曝气器主要由四部分组成，包括进气管、导流隔板、锯齿形曝气头和散流罩，材料组成主要是塑料。整个曝气器的外观形状呈倒伞形，充氧作用的完成主要靠液体的剧烈混和、气泡的充分切割和散流罩的扩散。该种曝气器的主要特点是布气均匀且范围较大、池内有较好的液体流态、氧的利用率高、动力效率高、不易堵塞耐腐蚀，安装方便。可变孔曝气软管是所有表面都有气孔，且均可以进行曝气作用的新型曝气器。曝气软管的气孔孔径呈狭长状，其孔径可以在0"--200um之间不断变化，主要是因为有不断变化的气量。供气时不需要安装空气过滤设备，供气过程中布气较均匀、气泡上升速度慢，氧的利用率一般可达到20％"-'25％，可以随时停止曝气，不会发生堵塞现象，设备耐腐蚀，价格较其它微孔曝气器低，安装时池底不需要附加设备。1．4．3生物接触氧化法的特点生物接触氧化法具有以下主要优点：(1)由于填料的比表面积大，池内的充氧条件良好，使其单位容积的生物固体量多，池内水流又属于完全混合型。因此，生物接触氧化法具有较高的容积负荷和对水质水量变化有较强的适应能力。(2)污泥产量较低，工艺不需要污泥回流，因此，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。(3)由于生物固体量较多，水流属于完全混合型，因此生物接触氧化工艺对水质水量的变化有较强的适应能力。(4)氧化池内充足的供氧，良好的传质效果，较快的生物膜更新，较高的微生物活性，缩短了处理时间。(5)由于池内微生物量较多，装置也能处理低浓度的污水，填料表面也能够促进硝化菌的生长，故可以满足污水处理过程中氨氮硝化的要求。当然，生物接触氧化工艺在试验和工程应用中也不可避免的存在着不利的一面，其主要缺点如下：(1)当设计或运行不当时，若负荷过高，则会产生较厚的生物膜，影响处理效果，脱落的生物膜也会引起填料的堵塞。(2)组合状的填料有时会影响曝气与搅拌，影响传质效果。12n(3)若生物膜出现瞬时大块脱落时，则易影响出水的水质。(4)如果需要支撑结构和较多的填料时，可能会提高基建投资费用。1．4．4生物接触氧化工艺的影响因素环境因素、所使用填料的性质及微生物本身的性质是影响生物接触氧化工艺处理效果的主要因素。1．4．4．1环境因素由于不同的污水性质、不同的工艺设计参数选择以及不同的处理要求，微生物的活性普遍受到环境因素的影响，从而影响了处理效果。(1)pH值一般来说，环境的pH与微生物的生理活性密切相关，微生物正常的生理活动只有在适宜的pH环境条件下才能发生。一般来说，微生物适宜的pH范围为6～8，如细菌、放线菌、藻类、原生动物等。在硝化作用过程中，硝化菌的最适pH为8～8．4，当pH低于6或高于9．6时，硝化反应将停止【481。Villarcrde等[49】研究认为，微生物活性的丧失主要是由不适的pH引起，底物和游离氨受到抑制也是由于反应过程中出现了不适应的pH范围。实践表明，生物接触氧化法对pH的变化有较强的适应能力。当污水pH为8～10时，微生物仍具有较强的适应能力，而对处理效果的影响也不大。当pH为5—6或10～10．5时，处理效果会受到一定程度的影响。当有遇到较高pH冲击时，微生物将不能再适应环境条件，造成生物膜大量脱落，不断下降的处理效率。但是，若能够及时将污水的pH调至10以下，则生物相一般需3～5天即可恢复，恢复能力较比活性污泥法快【5叭。(2)溶解氧’溶解氧也会影响生物处理的处理效果，对于生化处理过程，由于主要以去除污水中的有机物为主，一般建议装置中有不低于2mg／L的溶解氧；硝化作用的发生也受到溶解氧浓度的影响，一般保持出水的溶解氧含量为2～4mg／L左右，硝化反应可以【”】，硝化作用中氨的转化过程受到抑制，可能是由于出水中的溶解氧浓度低于0．5～0．7mg／L，严重制约反应继续进行【52|。(3)温度温度是影响微生物生理活动的重要因素。一般生化处理的温度以低于8℃出水水质较差、15～35℃可行、20"．-30℃为最佳。在处理污水脱氮的过程中，温度强烈的抑制硝化菌的作用，当温度低于5℃时，硝化反应几乎停止，细胞处于休眠状态。当处于12"-"14"C时易出现亚硝酸盐的积累。对于同时进行有机物去除和硝化反应的处理系统，当温度低于15℃时，硝化反应的速率也将会迅速降低。另外，生物接触氧化法挂膜启动也受到温度的强烈影响，在水温低于15℃13n的情况下，微生物的新陈代谢受到限制，生长繁殖缓慢，附着粘附填料的性能较差，难以形成生物膜【53】。(4)有机负荷有机负荷是影响生物处理效果的又一个重要因子。一般认为，当氧化池内定的有机负荷3"一5kgBOD5／m3填料·d时，处理的出水水质可满足COD达标排放标准，当系统中的BOD5浓度低于20mg／L，且BOD5负荷同时维持在0．06"--0．1kgBOD5／(kgMLSS·d)的水平上，硝化作用才能有效地完成【54】。因为当有机物负荷较高时，异养菌会与硝化菌进行生物膜表面空间和池内溶解氧的竞争，竞争过程中，异养菌数量会大大超过硝化菌，这会抑制硝化菌的增殖并阻碍氨向硝化菌的传递，严重影响了微生物的硝化反应。(5)水力停留时间水力停留时间不仅决定了生物膜的形成是否完整，还决定了装置的生物处理效果。当其它反应条件恒定，装置中填料上能形成完整的生物膜主要是由于较短的水力停留时间使有机负荷较大，稀释率大于最大生长率。但是过短的水力停留时间也将会影响到污染物的去除效率【纷561。(6)水力流态反应装置启动所需的时间和所能固定的微生物数量主要受水力剪切作用强弱的影响，而不同的水力剪切作用是由不同的水力流态产生。在基质浓度不至于限制微生物生长繁殖的情况下，生物膜的密度增加可能是由于液相中流体扰动程度的增加。高气速会生成薄而致密的生物膜，但是对提高COD去除率没有多大影响t571。、1．4．4．2载体填料的性质填料不仅影响微生物的生长、繁殖、脱落和形态，对反应器内生物膜的挂膜以及处理效率也很重要。不同填料对充氧性能有着显著的影响，不同的填料使用寿命各不相同，填料的性质不仅与污染物的去除效果有关，还会影响到氧化池的工程造价和运行费用【581。1．4．4．3微生物的性质在废水生物处理工艺中，微生物的浓度与活性都是会显著影响生物处理的出水水质，一般认为微生物的浓度受到微生物数量的正比关系影响。微生物的活性通常也会受到微生物比增长率的正比关系影响，微生物比增长率越高，其活性也越高，相应的能量水平也高，这样可以加快去除有机底物的速率。生物处理效果虽与微生物的浓度无直接关系，但却与微生物的活性有关【5弘61】。14n1．5生物接触氧化法的研究进展1．5．1研究现状生物接触氧化法是由接触曝气法在生物滤池的基础上改良演化而来的。十九世纪末，韦林(blaring)、迪特(Ditter)等就开始了接触氧化法处理污水的试验研究；1912年，克洛斯(Closs)在德国获得了专利(47】。虽然形成了生物接触氧化法污水处理技术，但由于在实际应用过程中存在某些方面的缺陷，限制了生物接触氧化法的推广应用和研究。在二十世纪七十年代，小岛贞南通过开发新填料和改良了供氧方式，提出“管式接触氧化法”处理水源水，使接触氧化法获得新的生命力，并迅速地发展起来【62石31。随着载体填料性能的不断提高和氧化池型式的不断改良，生物接触氧化法得到了较为迅速地发展。Goncalves等【04J采用淹没式生物反应器进行生物脱氮除磷研究；Aesly等【6别进行反硝化试验研究，主要通过使用固定生物膜反应器对不同碳源的有机物废水进行试验处理；Ghoreishi等【66】采用还原和生物氧化结合工艺处理印染废水，废水中一些无法分解的染料可以被转换成可生物降解的有机化合物；Lu等【∥7】用水解酸化和生物接触氧化处理高矿化度废水，试验表明废水中有机物可有效去除；“等16副用膜反应器和过滤器结合的反应器处理市政废水，结果表明浊度、COD、氨氮和总氮均有较好的处理效果，对总磷效果不明显。近几十年来，随着试验研究和工程应用的不断深入，国外不仅杂排水、生活污水和工业废水采用合理的生物接触氧化法进行处理，而且合适的处理工艺还应用于水体富营养化的整治过程。1975年，郑元景等【47】首先在国内进行了生物接触氧化法应用于处理生活污水的试验研究，试验取得了良好的效果；1999年邹扬善【47】提出并从理论和实践中分析了“生物接触氧化法处理城市污水只需1小时左右’’的可行性观点；刘贯一【69】采用超滤膜作载体的生物接触氧化技术处理生活污水，结果表明，当水力停留时间为3h，COD、BOD5、SS和NH3．N的去除率可分别可达到83％、92％、94％和60％。陈洪斌r70】采用悬浮填料生物接触氧化法处理炼油废水，实验结果表明，悬浮填料的挂膜迅速、生物膜更新快，装置中COD和BOD5的去除率可分别达到15％～50％和80％，也可以同时彻底去除油、硫化物和酚等污染物，对浊度、UV254和TOC也有一定的去除效果，但对NH3．N的去除受碱度的影响较大。李向东等r71】采用生物接触氧化法对生活污水处理厂的出水进行深度处理，结果表明，水力停留时间1．5h时，污水厂出水经处理后氨氮的浓度小于5mg／L，去除率达到82％以上，符合国家生活杂用水水质标准。王培等【7zJ对生物接触氧化法处理OCC废纸造纸废水的主要影响因素及可行性进行了研究，试验结果表明，当反应器中的HRT(水力停留时间)不断增加时，废水中的有机物去除率也在不断增加，但超过一定的HRT时，处理效果的影响随HRT的增加将不会有明显变化；随着曝气量的增加，去除率会呈现先升高后下降的趋势；当温度在40℃时，CODcr的去除率最高达到81．5％，当温度低于20℃和高于50℃时，CODc，n的去除率急剧下降，生物接触氧化法处理OCC造纸废水效果较好。张忠智等￡，列采用生物接触氧化法处理含聚丙烯酰胺模拟污水，当实验系统处于稳定运行阶段，温度分别为37℃、45℃时，COD的平均去除率分别为60．1％、56．5％、平均HPAM降解率为63．2％、57％；当进水HPAM浓度为100mg／L、120mg／L时，平均COD去除率分别为56．8％、51．5％，平均HPAM降解率为59．7％、55．5％，处理后的水均能满足国家污水二级排放标准的要求。蒋侃等【．74】利用电气石强化生物接触氧化法处理石化废水，试验结果表明，负载电气石强化生物接触氧化法能够提高反应器的启动速度，提高对废水COD和氨氮的去除效果。研制与开发新型的反应器、不断应用新型的载体填料、深入研究和应用微生物培养驯化和挂膜技术，生物接触氧化工艺技术得到了较好的发展并逐渐成熟，在国内外都有广泛的应用范围。不仅可以用于生活污水、杂排水和工业废水的处理，而且也被用于深度处理的预处理过程中。1．5．2发展趋势(1)开展基础理论研究，主要对溶解氧在生物膜中的扩散机理、污水中有机物降解机理、生物膜内微生物的增长规律及能量代谢规律进行深入研究。(2)不断发展新型的生物反应器，研制与开发复合生物反应器，研究反应器的各种模型以及不同模型在工业上的放大和应用，加强对影响反应器污水处理效果的停留时间分布、流体力学特性和氧传质特性等方面的研究。(3)在以提高和改善填料整体性能为目的前提下，加强研制和开发具有大比表面积、高空隙率、不易堵塞、不易结团、易挂膜、易更新、强度大、比重轻、价格低廉、化学和生物性能稳定等特点的新型填料。(4)研究工艺处理过程中的气水比、pH值和溶氧等工艺参数的最优条件以及设计规范，不断优化其自身的工艺流程和运行条件以及与其他污水处理技术组合的工艺流程和运行条件，日趋完善技术的整体性效果，包括研究降低综合能耗的技术和措施。(5)在改善出水水质的前提下，应该进一步强化传质效果，提高反应器处理效率，缩短水力停留时间，使能够达到缩小反应器体积、减少装置占地、改善管理条件、降低基建与运行管理费用等目的。(6)进一步发展和应用污水处理过程中的智能控制技术，进行数据采集和模拟仿真试验的研究，最优化控制处理过程中的模型化、离线或在线自适应试验，自动化手段对水质进行检测等。从总体上看，生物接触氧化技术的朝着高效率、低成本、高难度、多功能的方向发展。随着科学技术的发展和研究的不断深入，其基础理论的研究、新型反应器和填料的开发、工艺流程和运行条件的优化、反应器总体利用率的提高、智能控制技术的使用等都将会显得十分重要。16n第二章尾水生物接触氧化处理的中试装置及挂膜2．1安徽氯碱化工集团简介安徽氯碱化工集团是全国化工系统重点生产企业和国有大型工业企业，现在已经发展成以氯碱化工为基础，农用化工、精细化工、塑料化工为主导的化工企业。集团且前主要的产品装置包括：烧碱10万吨／年(5万吨／年隔膜烧碱和5万吨／年离子膜烧碱)、液氯6万吨／年、盐酸5万吨／年、PVC糊树脂5万吨／年、保险粉5万吨／年、草甘膦除草剂1万吨／年、片碱2万吨／年、产品杀虫双、杀虫单、虱螟单、吡单等杀虫剂总量3万吨／年、甲酸钠1万吨／年、三氯化铁l万吨／年以及其它精细化工、农药等十几种产品。集团的氯碱产品主要有烧碱、液氯、盐酸、氯化铁和次氯酸钠等，这些都是基础化工原料，广泛应用于化工、轻工、纺织、冶金、医药、农药等各个行业。烧碱联产的氢气除用于生产盐酸外，还是化工、轻工、医药、国防、电子等行业加氢过程的重要原料，同时也是一种高效、清洁的能源。聚氯乙烯树脂属于物理机械性能、电气性能和耐化学腐蚀性能较好的热塑性塑料，可以制成各种硬质和软质制品。保险粉学名是连二亚硫酸钠，不仅广泛用于印染还原剂、棉织品的助染剂、印花布的印染剂、丝毛织品的漂白剂等，还应用于食品工业的漂白过程、制备硫代硫酸钠、硫脲、硫代安息香酸、雕白粉、合成染料等的原料、制药工业中的合成药剂、冶金工业中的金属浮选剂、分析化学上作为氧的吸收剂等。草甘膦是一种高效、低毒的除草剂，广泛应用在农、林、牧、渔、工、交等方面。三氯化铁主要用作饮水和废水的处理剂、染料工业的氧化剂和媒染剂、有机合成的催化剂和氧化剂。各生产车间废水排放情况，见表2．1。生产车间的水经过不同的预处理后进入污水处理站，处理流程见图2．1所示。该处理站的处理能力为8000t／d，进水的COD浓度在400"-500mg／L，经过处理后的COD浓度在80"--120mg／L，平均去除率达到70％左右，处理后的污水能满足国家二级排放标准。废水—◆初接格调次触——_-—-栅———■节◆沉◆氧◆沉池淀化池上泾湖汕I。洙综油压缩机7弓j【l匕7巴l71w旧似l7图2．1安徽氯碱化工集团污水站处理流程图排放滤饼n表2．1各生产车间废水排放情况车间产生部位主要污染物处理方法年排放量(万t／a)压滤后回淡盐水盐水工段8．46槽再利用电化盐酸工段稀酸循环回收25．95车间pH、SS、COD废水用于20．13液氯工段次氯酸钙蒸发工段废水供锅炉使用162．0保险粉生产废水及污水处理站pH、SS、COD26．55车间生活用水集中处理聚氯乙清洁塔废水及乙炔、次氯酸钠、回收到发生器，工艺废水SS、COD、处理回收52．19烯车间树脂颗粒中和塔废碱pH、SS污水站集中处理浓缩工段和缩合工段的甩料废水经电石渣池中和草甘膦冷却系统排水pH、COD、总磷处理后排到污水15．29车间缩合工段含酸处理站集中处理废水三氯化pH、8S、COD氯化铁母液铁生产废水12．6回收利用2．2中试装置2．2．1尾水的性质本研究选择安徽氯碱化工集团污水处理站二沉池出水为对象，借助中试试验装置(以生物接触氧化池为主体)，开展以污水回用为目标的污水处理站尾水深度处理技术研究。这里，二沉池出水的水质状况，见表2．2。表2．2二沉池尾水水质状况2．2．2中试装置的设计在本研究中，生物接触氧化池装置是一个由6ram钢板焊制而成的立方体敝n口水箱，箱体尺寸为2000X1000×2500ram，池内有效高度1800ram，有效容积3．6m3。氧化池内置150mm弹性填料。本试验的主体流程，如图2．2。图2．2试验主体流程图中试装置的设计图和现场实物图，分别见图2．3和图2．4。毒【越如J叁生型堑里毒lI口∞l曼量型亘里-’说昵1、主体采用印n钢扳焊制，内届畅腐搽k外刷防锈涤三剑：：嬲瑟蔷嚣‰目4、鲥獭糊硼荆螂料_上5．管口预留外丝．便罚鲐移猁增件。l锄J6、黼嗍悯冶被l·鼾·删自息lB一生物接龇中试设备图2．3中试装置设计图19n图2．4中试装置的现场实物图2．2．3分析方法与仪器本研究中，各监测项目的分析方法与所用仪器，见表2．3。表2．3分析方法与仪器2．2．4控制参数的确定在本试验中，由于填料已经选用弹性立体填料，试验过程中会难以控制微生物的浓度和活性，因此试验中主要考虑环境因素对处理效果的影响。生物接触氧化工艺受环境因素的影响有多种，如：pH值、溶解氧、温度、有机负荷、水力停留时间、水力流态等。课题组的前期研究表明，污水处理站尾水pH能够满足微生物的牛长繁殖要求。因此，这里暂不考虑pH对处理效果的影响。因为有机负荷、水力停留时间和水力流态存在有内在的相关性，因此可以把水力停留时间作为考虑的重要因素之一。在其它条件一定的情况下，溶解氧由曝气强度决定，但在试验条件下所确定的最佳曝气强度往往与实际工程应用中有所不同，综合考虑曝气强度、n气水比与溶解氧的内在相关性，因此本试验中考虑用气水比来替代溶解氧和曝气强度，作为另一个考虑因素。在实际工程的应用中，进水的水温很难进行人为调节，因此在本实验主要通过考察不同季节时的污染物处理效果来综合比较温度对处理效果的影响。综上，本实验确定的控制参数为：(1)水力停留时间；(2)气水比：(3)温度。2．3试验方法2．3．1挂膜过程生物膜反应器的挂膜方法一般有快速排泥挂膜法和密闭循环挂膜法。快速排泥挂膜法是先在反应器中将污水和活性污泥进行充分混合，混合液在反应器中静置一段时间，主要是为了池内的载体填料可以与污泥充分接触，起到微生物的接种作用，反应器中的混合液不宜过长时间的静置，因为过长的静置时间可能会引起反应器中的营养基质不足，而各种微生物会不断竞争基质中营养物质，面对于悬浮状微生物的竞争，载体表面截留的少量污泥没有优势，这样的情况就会使填料上生物膜中固着态微生物的生长和繁殖减弱，有文献报道称反应器中混合液的静置时间为8小时为最佳。经过静置的混合液要全部排放，排空的反应器中再以流量逐渐增大的趋势连续泵入不含污泥的污水。密闭循环挂膜法是先把培养好的混合物不间断泵入反应器，混合物主要是污水与活性污泥的混合物，反应器中的出水则排入循环池，经过不问断密闭循环2---,3天后，先以小流量泵入污水，再以逐渐增大的趋势连续泵入污水，直至生物膜的形成。这种挂膜过程中需要设置循环泵和循环池，操作不方便【『75q61。挂膜时的曝气强度和气水比不宜较大，因为在曝气强度和气水比较大的情况下，反应器中的气流冲刷作用也会较大，可能会对填料表面进行过强的冲刷而不利于表面微生物的富集和生长及形成生物膜。为了缩短挂膜成熟期，过程中曝气强度和气水比应较小。另外为了改善传质条件和加快更新生物膜，可以在挂膜后期逐渐增大曝气强度和气水比，加快生物膜更新。挂膜过程中也需要合适的温度条件，当温度18～20℃的情况时，挂膜过程只需3～4天即可完成【77J。本试验采用的挂膜方法如下，在反应器中先加入王小郢污水处理厂干污泥和二沉池未压滤污泥，再灌入污水。将反应器中的活性污泥与污水经充分混合后静置8个小时，再将混合液全部排出，这时可以观察到反应器的填料表面上不均匀的分布着少量截留污泥，随后向反应器内连续小流量进水和进行适当的曝气，过程中使气水比大约维持在O．5：l左右，在这样的气水比条件下，微生物可以有一个稳定的供氧和有足够营养的生存环境。被载体填料截留下来的污泥中含有的少量微生物通过摄取废水中的营养物，在填料上不断进行自身的生长和繁殖的生命活动，经过几天后，填料表面会逐渐形成薄的胶质粘膜。随着时间的不断延长，微生物会不断增长繁殖，逐渐由填料表面向外进行扩展，并慢慢21n覆盖先前已经形成的膜层，经过微生物的综合作用，成熟的生物膜逐步形成。2．3．2挂膜期间的因素影响在挂膜期间，水温大致维持在10．5～15．5。C，温度稍微偏低。本研究中生物膜成熟的指示性参数主要参考COD的去除率。从运行的时候开始，每天进行反应器进出水COD浓度的测定。挂膜期间的COD的变化情况，如图2．5所示。十进水浓度+出水浓度+去除率图2．5挂膜期间进出水COD变化情况由图2．5可知，前期COD的去除率较低，随着反应的不断进行，去除率不断提高，但是由于是在冬季挂膜，水温偏低，微生物活性不强，经过一段时间，COD的去除率基本保持在20％左右，出水也比较清澈，填料上也可清晰看见生物膜，可以认为挂膜成功。2．4本章小结(1)主要了解安徽氯碱化工集团的废水排放情况、污水处理站的工艺流程及尾水的性质。(2)根据尾水性质和现有处理工艺，选择以生物接触氧化池作为主要处理单元，以曝气生物滤池为对比单元，设计出中试处理装置。并选择合适的监测方法和仪器测定水质指标。初步确定了试验过程中的控制参数。(3)通过比较不同的生物挂膜方法，确定生物接触氧化池的挂膜方法并进行了挂膜试验，试验结果表明，当COD的去除率基本维持在20％时，生物接触氧化池的挂膜基本完成。∞∞∞柏∞∞的∞柏加O2l(1匐目茁q馨Q^vo护拶萨一伊护伊◇伊◇妒谚帅◇秽≯伊舻妒心妒锄心伊妒n第三章试验结果与分析3．1水力停留时间对COD和氨氮去除效果的影响在生物接触氧化法处理污染物的过程中，基质浓度和微生物与污水的有效接触时间决定了污染物的氧化速率，当微生物与污水长时间的有效接触，会有较好的生物处理效果，但过长的接触时间也会导致填料上附着的微生物发生自身氧化分解的行为，从而降低了生物处理效果，而且过长的接触时间也会相应增加能耗，提高运行过程的费用。因此，确定污水在反应器中最佳的水力停留时间是非常必要的。3．1．1不同水力停留时间的COD去除效果在具体的研究中，分别考察水力停留时间为3．6h、2．0h、1．5h、1．0h和0．6h时的生物接触氧化装置COD去除效果，并调整相应的进水流量分别为1．01113／h、1．8m3／h、2．4m3／h、3．6m3／h和6．Om3／h。整个试验期间，进水的COD浓度基本维持在70．52～121．82mg／L，反应器内温度18．5"-'23．6"C，pH值6．5～7．2，溶解氧浓度2．0"-'4．Omg／L。总的来看，在每个试验条件下，COD的去除率均相对较为稳定。其中，冬季的试验运行结果，见图3．1。+进水浓度+出水浓度+去除率’3．6h1．5h。7‘～。腋≥弋√V＼公磊八。肘．嚣辩◇≯∥裔妗Z◇姆∥时问图3．1不同水力停留时间COD去除效果在试验阶段，进水COD的平均值约为97．89mg／L。在HRT分别为0．6h、1．Oh、1．5h、2．0h和3．6h的情况下，进出水COD的平均值及去除率，见表4．1；水力停留时间与进出水COD值及去除率的关系，见图4．2。^爨v静篮咐如为加um．no幻∞们加o(1蔷鲁v毯璐08n厂——————————————————————————————————————————————————————一一_一表3．1水力停留时间对COD去除率的影响毫邑蜊誊8+进水浓度+出水浓度+去除率00．511．522．533．54水力停留时间(h)图3．2水力停留时间对COD去除率的影响由图3．1、3．2及表3．1的数据信息，可以得知，在反应器内温度和pH值基本保持不变，进水COD基本稳定的情况下，在一定的水力停留时间范围内，随着水力停留时间的延长，反应器内有机污染物的去除效率随之提高，当停留时间为2．0h时，COD去除率达到33．1％，而后随着停留时间的加长，COD去除率缓慢下降，水力停留时间过短和过长都会影响有机物的去除效率。分析其原因，可能是当水力停留时间过短时，水力负荷过高，相应地增加了反应器中的有机物负荷，尽管单位时间内进入氧化池的有机物量较多，在一定程度上促进了微生物的生长繁殖殖，但停留时间过短，会使污水中的有机污染物没有被微生物充分利用而排出，这就会影响污染物的处理效果，此外在过短的停留时间条件下，反应器中水力剪切力将会加大，容易洗脱填料上的生物膜，这也会有所增加出水的COD值。当达到合适的停留时间时，污水中的污染物有足够时间和微生物接触，适度的水力冲刷也能促进生物膜的更新，增强生物活性，使处理效果变好。当水力停留时间过长时，会使氧化池内滤速变慢，降低传质效果，而且较低的有机负荷会延缓生物膜的更新慢，降低活性，而使一邑褥篮眯"如筋加”加m∞∞∞加∞卯的n处理效果收影响。3．1．2不同水力停留时间的氨氮去除效果分别考察水力停留时间为3．6h、2．0h、1．5h、1．0h和0．6h时生物接触氧化装置对氨氮的去除效果。调整进水流量分别为1．0m3／h、1．8m3／h、2．4m3／h、3．6m3／h和6m3／h。试验期间的进水氨氮浓度维持在lO．43～21．7mg／L，反应器内温度18．5,--,,23．6℃，pH值6．5～7．2，溶解氧浓度2---4mg／L。在每个试验条件下，氨氮的去除率均达到相对稳定。试验运行结果见图3．3。毫曼趟璐磁属+进水浓度+出水浓度十去除率▲、入广v／r八卜八，、广壤。Y伊●＼一尸～k弋；眇卜刊j．仍泌叫叫八／时问图3．3不同水力停留时间的氨氮去除效果本试验阶段进水氨氮的平均值为14．36mg／L，在HRT为分别为0．6h、1．Oh、1．5h、2．Oh和3．6h的情况下，出水氨氮的平均值及去除率见表4。2，水力停留时间与进出水氨氮值及其去除率的关系，见图4．4。由图3．3和、3．4及表3．2中的数据，可以得知，在反应器内温度和pH值基本保持不变，进水COD基本稳定的情况下，在一定的水力停留时间范围内，随着水力停留时间的延长，反应器内氨氮的去除效率随之提高，当停留时间为2．0h时，氨氮去除率达至tJ33。4％，而随着水力停留时间的加长，氨氮去除率缓慢下降，水力停留时间过短和过长都会影响氨氮的去除效率。分析其原因，可能是因为氨氮的去除主要是在亚硝化菌和硝化菌的共同作用下完成的，当水力停留时间太长，使进水中有较低的有机负荷，这可能会导致反应器中出现营养不足，各种微生物对营养物进行不断的竞争，而硝化菌和亚硝化菌的竞争优势较弱，使得反应器中硝化作用不能有效进行，而减弱了氨氮的去除效果。但太短的水力停留时间，又会使反应器中的微生物与污水不能有效接触，尚未被降解的有机物便随水排出，最后导致氨氮去除率有所下降。^琴v静遂稍努∞笱∞垮m5O如笱加：2加，On表3．2水力停留时间对氨氮的影响毫邑蜊爱腻+进水浓度+出水浓度+去除率0O．5ll。522．533．54水力停留时间(h)图3．4水力停留时间对氨氮去除率的影响3．2气水比对COD和氨氮的去除效果的影响气水比反应的是曝气量和进水量的关系，气水比的大小会直接影响反应器中的溶解氧浓度。生物膜上微生物的数量和新陈代谢、对有机物的分解、污水的稳定都与溶解氧有着密切的相关性。因此，氧化池中的溶解氧水平直接影响着微生物的生长和繁殖，进而影响着有机污染物的去除效果。3．2．1不同气水比的COD去除效果在HRT=2．Oh(进水流量为1．8m3／h)l拘条件下，分别考察气水比为2：1、3：1、5：1、7：1和10：l时生物接触氧化装置对COD的去除效果。试验期间的进水COD浓度66．46'-．'97．85mg／L，反应器内温度20．5～28．6℃，pH值6．6～7．0，在每个试验条件下，COD的去除率均达到相对稳定。试验运行结果见图3．5。^装v粹畿求舛记如嚣弱弭趁∞n+进水浓度+出水浓度+去除率2：13：17：l10：1乙硝他厣乏、、▲／-≮零认／V■～．广‘、吣：／＼／l、H、～～．／∥＼．_／时阔图3．5不同气水比的COD去除效果本阶段进水COD的均值为80．81mg／L，在气水比为2：1、3：1、5：1、7：1和10：1的情况下，出水COD的均值及去除率，见表3．3，水力停留时间与进出水COD值及其去除率的关系，见图3．6。表3．3气水比对COD去除率的影响从图3．5、图3．6及表3．3中可知，在气水比小于5：1的情况下，随着气水比的增加，COD去除率也在不断上升，从最初的21％上升至1]29．7％；在气水比大于5：1情况下，随着气水比的增加，COD去除率有趋于稳定；但当气水比过大时，COD去除率略有下降。27^零v哥篮求弱∞巧加bm，Om啪鲫∞加o(1强骞-避甏^_oun，_、迫∞g、_，趟蛏QoU+进水浓度+出水浓度+去除率35791l气水比353025零豁20赣1510图3．6气水比对COD去除率的影响出现以上这种变化趋势，可能是由于气水比较低时，反应器的曝气量也偏小，而降低了水中的溶解氧浓度，较低的溶解氧浓度会影响生物膜上好氧菌的生长繁殖，也会随之降低其降解有机物的活性；随着气水比的增加，可以提高反应器中溶解氧的浓度，溶解氧浓度的增加会使氧在膜内的传递速率和渗透速率提高，不断促进生物氧化作用的发生和去除有机物的过程。但是氧在反应器中的溶解度是有一定的限度，平衡溶解度限制了反应器中溶解氧浓度，使得当采用过大的气水比时，反应器中的溶解氧浓度不但不能持续提高，反而使反应器中出现过强的湍流，会不断冲刷填料上的生物膜，造成生物膜脱落以及微生物总量的降低，因而使有机污染物的去除效果变低。另外采用较大的气水也会是反应器的能耗和运行费用提高。所以应该综合考虑生物接触氧化池的实际运行条件，本试验条件下，系统运行时的最佳气水比为5：1。3．2．2不同气水比的氨氮去除效果在HRT=2．0h(进水流量为1．81113／h)的条件下，分别考察气水比为2：1、3：1、5：1、7：1和10：l生物接触氧化设备对氨氮的去除效果。试验期间的进水氨氮浓度10．9～18．35mg／L，反应器内温度20．5"--28．6℃，pHi6．6～7．0，在每个试验条件下，氨氮的去除率均达到相对稳定。试验运行结果，见图3．7。∞∞∞卯柏如n+进水浓度+出水浓度+去除率5：l7：1厂k--／h渖V．vN翮～强队·／V＼_．-／八∥～一’_．毋剜◇辚帝硌髯窝转麓矿时问图3．7不同气水比氨氮处理效果在试验进行阶段，装置进水的氨氮平均浓度为15．03mg／L，在气水比为2：1、3：1、5：1、7：l和10：1的情况下，进出水氨氮的平均值及去除率，见表3．4；气水比与进出水氨氮的平均值及去除率关系，见图3．8。表3．4气水比对氨氮去除率的影响从图3．7、图3．8及表3．4可以看出，在气水比小于5：l情况下，随着气水比的增加，氨氮去除率也会随之上升，从最初的33．2％升高到42．5％；当气水比大于5：1时，随着气水比的增加，氨氮去除率逐渐趋于稳定；而当气水比过大时，氨氮去除率略有下降。^％)需笾佩鲐卯钙柏弱如巧加：2勉加墙：2H屹加8642O一1，彗×鬓繇坛n毫邑魁豢墉+进水浓度．．g--出水浓度+去除率35791l气水比图3．8气水比对氨氮去除率的影响757065邑需60州!i5550由图3．5和图3．7可以看出，氨氮去除率受气水比的影响比COD去除率受气水比的影响更明显，这也表明硝化过程中的溶解氧浓度是重要影响因素。当气水比相同，反应器能稳定运行时，虽然以不断变化的氨氮浓度污水进入反应器，但处理过程中氨氮的去除率变化却不大，这说明氨氮的去除效果有一定的抗冲击负荷能力且能保持稳定；而在不同气水比，进水氨氮浓度也在不断变化的情况下，随着反应器中溶解氧浓度的变化，氨氮的去除效果由小幅变化趋势，这说明接触氧化装置去除氨氮效果稳定而且抗冲击负荷能力较强。随着气水比的逐渐增大，氧化池内溶解氧浓度也相应升高，当气水比提高至lJ7：l时，氨氮的去除率最高平均可达至tJ49．7％。在此之后，随着气水比的提高，整个系统对氨氮的去除率基本稳定并有稍微下降态势。笔者以为，出现上述变化的原因可能是t一是增加的气水比会提高了反应器中的溶解氧浓度，不断加快自养型硝化菌的生长繁殖，促进氨氮氧化反应的进行，从而能使氨氮的去除率提高；二是平衡溶解度限制了反应器中溶解氧浓度，使得当采用过大的气水比时，反应器中的溶解氧浓度不但不能持续提高，反而使反应器中出现过强的湍流，会不断冲刷填料上的生物膜，造成生物膜脱落以及微生物总量的降低，因而使氨氮的去除效果变低。另外采用较大的气水也会是反应器的能耗和运行费用提高。所以应该综合考虑生物接触氧化池的实际运行条件，本试验条件下，系统运行时的最佳气水比为5：l。3．3最佳水力条件下的运行结果在确定最佳水利条件后，装置按最佳水力条件(HRT为2．Oh，气水Lg5：1)运行，春季实验结果与曝气生物滤池比较，夏季实验结果如图3．9所示。由图可知，夏季时处理效果较好，COD和氨氮的去除率分别为27．2％和72．8％。n．矿≯≯≯≯霉歹萝≯≯歹时间图3．9a夏季COD处理效果+进水浓度+出水浓度+击除奉≯矿≯≯≯≯歹歹穸歹歹时间图3．9b夏季氮氮处理效果3．4温度对COD和氨氮处理效果的影响污水生物处理是依靠反应器中的微生物完成的，通过人工优化微生物的生存环境，强化其新陈代谢作用，完成有效降解污染物的过程。微生物的降解过程主要是通过细胞分泌的胞外酶将大分子物质转化为小分子物质，从而被微生物不断利用，实现污染物的去除，一系列反应的发生主要靠酶的作用，而酶的主要构成是蛋白质，而蛋白质对温度是比较敏感的，其活性会随着温度的变化而发生明显改变。水的粘度、微生物细胞的增殖、微生物种群的组成以及氧化池的充氧率都会受到温度较大的影响。因此研究生物接触氧化池的处理效率时必须考虑温度变化的影响。∞如舳加∞如∞∞加加0(，l，∞硼)筐爱口ouf％Z目描I求弛％弭记为酏酯甜n3．4．1温度对COD处理效果的影响中试试验历时将近一年，从冬季到秋季，经历了温度从低到高再到低的变化过程。在此期间，考察了系统在不同季节范围内各项水质指标的变化过程。在HRT--2．oh(进水流量为1．8m3／h)、气水比为5：1的情况下考察接触氧化系统对COD处理效果的影响。试验结果见图3．10a．3．10c。d∞邑恻爱aoU+进水浓度+出水浓度+去除率图3．10a冬季COD的处理效果时间图3．10b春季COD的处理效果32加∞O毫县毯爱口oon『—————————————————————————————————————————————————————一-一一o、占倒爱o8十进水浓度+出水浓度+去除率图3．10c夏季COD的处理效果不同温度条件下，进出水COD的平均值及去除率，见表3．5。表3．5温度对COD去除率的影响由图3．9a．c及表3．5可知，在水力停留时间和气水比不成为限制微生物生长的条件下，温度的变化对COD的去除效果有一定的影响。在较低温度下，反应器出水COD明显升高，COD去除率较低。随着温度的回升，微生物的活性也逐渐增强，有机物的处理效果变好，’COD去除率达到31．0％，但是夏季的高温并不利于有机物的处理，使去除率出现下降。3．4．2温度对氨氮处理效果的影响本中试试验接近一年，从冬季到秋季，经历了温度从低到高再到低的变化过程。在此期间，考察了系统在不同季节内各项水质指标的变化过程。在HRT=2．0h(进水流量1．8m3／h)、气水比为5：l的情况下考察接触氧化装置对氨氮处理效果的影响。试验结果见图3．11a．c。(％)章馥张如苟加”¨5O加∞如∞加∞On20拿旨15瑙耋lo坛5O图3．1la冬季氨氮的处理效果+进水浓度+出水浓度+去除率．始能岿辩翻◇嬲时间誊。，憾薹lo减5O图011b春季氨氮的处理效果+迸水浓度+出水浓度十去除率85时间图01lc夏季氨氮的处理效果一％)*笾稍"加：2^零v哥链书：2∞乃加：3∞弱∞n厂—————————————————————————————————————————————————————————————————————————一一一一在不同的温度条件下，进出水氨氮的平均值及去除率，见表3．6。表3．6温度对氨氮去除率的影响由图3．1la．c及表3．6可知，在水力停留时间和气水比都不成为限制微生物生长的条件下，温度的变化对氨氮的去除效果有一定的影响。在较低温度下，反应器出水的氨氮浓度高，氨氮去除率较低。随着温度的回升，微生物的活性也逐渐增强，有机物的处理效果变好，氨氮去除率达到76．1％，但是夏季的高温并不利于氨氮的处理，使去除率出现下降。由图3．10和图3．11可知，温度对氨氮处理效果的影响强于对COD处理效果的影响。3．5生物接触氧化池对总磷的处理效果在HRT=2．Oh(进水流量为2．4m3／h)、气水比为5：1的情况下考察接触氧化装置对总磷的处理效果。试验结果见图3．12。+进水浓度+出水浓度+去除率毫旦恻爱鬟躜时问图3．12接触氧化池的总磷处理效果由图3．11可知，生物接触氧化池的除磷效果并不理想，污水中的磷只有少量的被去除。少量磷的去除可能是被氧化池中微生物的同化作用所消耗以及被滤料和生物膜吸附和阻留。而除磷效果不明显可能是因为生物除磷需要厌氧和35n好氧交替的环境条件，而在生物接触氧化池中不存在该环境条件，致使污水的磷不能被有效的处理。在试验的后期，因废水中长时间含较高的磷，氧化池中出现了大量的蓝藻，使出水水质有所下降。3．6生物接触氧化池的耐冲击负荷能力在试验期间，由于氧化池的进水出现高负荷，使池内微生物受到影响，经过一段时间，氧化池内才恢复有效的处理能力。高负荷冲击后，氧化池内保持进水水质、pH值和水温基本稳定，水力停留时间为1．5h，气水比为5：1的条件，逐渐恢复氧化池的能力，恢复期间的COD和氨氮去除效果见图3．13。-4-'-进水浓度+出水浓度+去除率，≯矿萝矿萝萝歹≯萝≯时间图3．13a高负荷后COD的去除效果+进水浓度--41---出水浓度+去除率歹萝歹≯歹芦≯≯≯歹歹时间爨N-篮粕嚣旃篮稍图3．13b高负荷后氨氮的去除效果从图3．13可知，经过高有机负荷的冲击，氧化池需要一段时间才能恢复处理能力。而氨氮处理能力的恢复较COD明显，这可能是因为在优化的条件下，∞踮加印如∞如加mo笛∞：2加5O暑丽越熹n消化细菌更容易恢复，生长繁殖优于异养细菌。3．7本章小结通过采用单级生物接触氧化工艺对氯碱化工集团污水处理站二沉池尾水的试验研究，得到如下结论：(1)生物接触氧化工艺的挂膜驯化过程与温度有密切的相关性，在低温条件下，从接种驯化到生物膜成熟、反应器具有稳定的处理效率，都需要较长的时间才能完成。(2)在pH、水温和进水水质都基本稳定以及水中溶解氧充足的的情况下，当水力停留时间分别为O．6h、1h、2h、1．5h、3．6h时，COD的去除率分别为26．6％、30．3％、32．5％、33．1％、27．5％，氨氮的去除率分别为26．8％、27．6％、31．1％、33．4％、30．5％。由此可见，COD和氨氮去除率的增加受到水力停留时间延长的影响，但过程中去除率增加的速度会逐渐变慢。根据试验结果，本过程中的水力停留时间为2．Oh时较为合适。(3)在进水水质、pH值和水温基本稳定，水力停留时间为2．oh的情况下，当气水比分别为2：1、3：1、5：1、7：1、10：l时，COD的去除率分别为21％、23．5％、29．7％、28．7％、27．1％，氨氮的去除率分别为33．2％、37．1％、42。5％、49．7％、45．4％。由此可见，在水力停留时间不变的条件下，COD和氨氮的去除率会先随着气水比的增加而增加，但气水比增加到一定程度后，随着气水比的增加去除率有下降趋势，在综合考虑的情况下，当选用5：1的气水时可满足试验要求。(4)在pH值和进水水质基本稳定的情况下，冬季、春季、夏季COD的去除率分别为22．1％、31．0％、24．9％，氨氮的去除率分别为21．7％、76．1％、71．8％。这说明温度对COD去除率存在一定的影响，但影响不大，但温度对氨氮去除率的影响较大。(5)在pH值、水温和进水水质基本稳定、水力停留时间为2．Oh的情况下，气水比为5：1的条件下，接触氧化池对总磷的处理效果并不明显，去除率大概维持在8．5％左右，这表明生物接触氧化池对总磷的处理效果较差。(6)在经过较高的有机负荷冲击后，保持氧化池内pH值、水温和进水水质基本稳定，水力停留时间为2．0h，气水比为5：l的条件，经过15天左右，反应器中COD的去除率逐渐上升至28％，而经10天左右，氨氮的去除率恢复至82％左右，氧化池恢复一定的处理能力。37n第四章生物接触氧化池与曝气生物滤池处理效果的比较在中试试验过程中，为对比不同工艺深度处理的效果的差异，课题组还在安徽氯碱化工集团污水处理站同步设计、安装设置了一座曝气生物滤池中试装置，并采用与生物接触氧化装置并联运行的工作方式，开展尾水的深度处理研究(见图4．1)。该装置是由厚度为8ram钢板焊制而成的，尺寸规格为①1500X4500ram，池内有效高度为2300ram，有效容积为4060L。曝气池内设穿孔曝气管，开孔孔径3ram，底部设置了短柄滤头进行配水、布气，并用于对和曝气生物滤池的进行反冲洗，池内以卵石为垫层，采用生物陶粒作为滤料。2009年lO月一2010年3月，本课题组的硕士研究生范传勇利用该装置开展了相关试验研究，并完成了硕士学位论文“BAF深度处理氯碱工业污水处理站尾水的中试研究，，178]。图4．1生物接触氧化池与生物滤池装置图4．1挂膜对比试验因为曝气生物滤池不易添加污泥，且没有设置其它进水i=1，所以曝气生物滤池采用以蓄水池清水(二沉池出水)为原水的方法进行直接挂膜试验，先以连续的小流量(Q=O．5m3／h)进水和不断的供气。此后，逐步按水量的30％递增进水量，同时也不断增大曝气量以满足微生物生长繁殖的需氧量。由于不能直接观察出曝气生物滤池池内生物膜的形成情况，所以只能根据COD的处理情况确定生物膜是否形成。在挂膜期间，每天需要对COD的变化情况进行记录，以便于进行挂膜的比较试验。两者采用相同的原水进行挂膜后，试验对比结果如图4．2所示。n善篓§+进水浓度——一接触氧化池出水浓度+曝气生物滤池出水浓度—×一接触氧化池去除率—+一曝气生物滤池去除率录并篮粕图4．2挂膜对比试验中COD的去除效果从图4．2可看出，在相同的进水条件下，曝气生物滤池的COD去除率高于接触氧化池的效果，可能是因为曝气生物滤池中有生物滤料对有机污染物的吸附作用，使其前期处理效果较好。后期随着生物膜的逐渐形成，处理效果趋于平缓，经过一段时间后，两装置的挂膜完成。4．2尾水COD处理效果的比较在两个试验装置的挂膜完成后，在水力停留时间为1．5h，气水比为5：1的条件下，开展生物接触氧化池和曝气生物滤池COD处理效果的比较。该试验开始于2010年4月，历时近两个半月。其中，4月份比较结果见图4．3，其它各月的测试结果见表4．1。+进水浓度+接触氧化池出水浓度+■气生物滤池出水浓度—×一接触氧化池去除率—+一■气生物滤池去除率歹矿矿∥∥≯萝≯萝≯≯≯梦’图4．3COD处理效率的对比结果39加353025S20篓15稍lO5O∞酏柏加∞∞∞加加O柏∞加m∞∞鲫为∞如∞(1『嚣眦)堪袋口oun5．1490．775．1599．875．16111．025．1794．985．1862．775．1973．575．2083．025．2l71．875．2390．775．2590．425．27105．675．2991．125．3193．826．1116。426．2113．726．385．376．496．9l6．592．136．683．196．787．236．881．076．976．856．1081．856．1l82．416．1279．526．1375．8862．3668．Ol75．3864．7845．9553．3458．6951．6062．4562．2l70．8162．8763．7077．0775．9657．9765．5l63．0257．4860．1056．3454．7957．6257．9356．5453．9531．331．932．131．826．827．529．328．231．233．O31．O32．133．833．232．132．431．630．931．130．528．729．629．728．961．1866．8l72．9463．7344．5051．9457．9549．3761．2761．2l69．6461．6962．6775．7974．4956．8664．4562．0956．7459．4055．5353．4956．5656．7855．0352．4332．633．134．332．929．129．430．231．332．532．334．132．333．234．934．533．433．532．631．831．931．530．430．931．130．830．9n由图4．3和表4．1可知，曝气生物滤池处理COD的能力略优于接触氧化池，两装置的处理效率分别达到了32％和30％，其原因可能是曝气生物滤池中的生物陶粒比表面积大，使污水在池中与生物膜的接触时间长，另外，曝气生物滤池中的水力流态呈现柱状推流式，使各层之间的浓度梯度大，有利于有机物的处理。4．3氨氮处理效果的比较挂膜成功后，在进水水质、pH值和水温基本稳定，水力停留时间为1．5h，气水比为5：1条件下，开展两装置氨氮处理效果的比较，结果如图4．4和表4．2所示。+迸水浓度+接触氧化池出水浓度+●气生物滤池出水浓度．-×一接触氧化池去除奉_+一■气生物滤池去除奉d∞g鹤爱黛联对闯1∞如∞70∞芭嚣嘉3020lOO图4．4氨氮处理效率的对比结果由图4．4和表4．2可以看出，曝气生物滤池对氨氮的处理效果相对较好，去除率达到了85％左右，生物接触氧化池对氨氮的去除率为75％左右。究其原因，可能是由于硝化菌的世代周期较长，生长繁殖速度缓慢，对于生长环境的要求较为苛刻。在试验过程中，在溶解氧浓度、进水有机负荷、pH值和温度等都基本能满足硝化菌生长的条件下，生物接触氧化池可以看作是完全混合的反应器，在稳态条件下，氧化池内的有机物浓度基本相同，这样的环境更加有利于异氧菌的生长繁殖，使其在竞争过程中逐渐成为优势菌种，抑制硝化菌的生长繁殖，从而不断降低了氧化池的氨氮处理效果。而曝气生物滤池属于柱状推流式反应器，在滤池的底部有大量的异养菌，不断有机污染物进行吸收和转换的去除作用，在进入滤料上层的污水中，可生物降解的有机物质将会是逐渐减少的，异养菌的数量也会不断下降，硝化菌不断生长繁殖而逐渐取代异养菌成为优势菌种，增强反应器上层的硝化作用，因此曝气生物滤池对氨氮的去除有较好的效果。4ln5．1212．975．1321．7l5．1417．615．1513．275．1614．475．1716．965．1820．755．1921．5l5．2016．555．2l14．565．2317．485．2514．565．2714．265．2910．925．3l17．756．116．046．216．536．316．256．413．726．513．476．610．996．712．2l6．810．456．911．666．1011．386．1l12．646．1213．226．1315．863．514．524．653．6l3．864．264．344．454．043．744．303．8l3．783．054．594．194．284．183．583．533．013．282．883．173．123．393．524．1472．979．273．672．873．374．979．179．375．674．375．473．873．572．174．173．974．174．373．973．872．673．172．472．872．673．273．473．92．292．372．692．242．372．441．952．001．901．942．031．791．841．732．252．072．052．022．072．051．801．941．761．901．842．Ol2．082．4482．389．184．783．183．685．690．690．788．586．788．487．787．184．287．387．187．684．984．883．684．183．283．783．884．184．384．66．1416．424．2074．42．4884．942n4．4本章小结(1)在相同的进水条件下，对曝气生物滤池与生物接触氧化池，分别采用不同的挂膜方式进行挂膜。可以发现，两装置在生物膜形成过程中COD的去除率明显不同。总的来看，生物接触氧化池在COD的去除率达到20％时，处理效果基本趋于稳定，而曝气生物滤池在COD去除率达到28％左右时，处理效果才达到稳定。(2)研究对比两装置的COD处理效果，在一定的条件下，曝气生物滤池的COD处理效果与生物接触氧化池基本相当，两者分别达到32％和30％左右。(3)研究对比两装置的氨氮处理效果，在一定的条件下，曝气生物滤池的氨氮处理效果略优于生物接触氧化池，两者分别达到85％和75％左右。(4)虽然曝气生物滤池的处理效果略优于生物接触氧化池，但由于曝气生物滤池的池体较高，进水泵和鼓风机的动力消耗较生物接触氧化池大，这也会提高装置的运行成本。而接触氧化池的出水也能满足较低的水质要求，所以在一定条件下，可以优先使用接触氧化池。43n第五章生物接触氧化动力学分析5．1生物接触氧化动力学基本模式目前，有关废水生物处理构筑物的设计和、运行等大多都是基于经验数据进行的，因此不可避免的存在很多缺陷和不足。对生物处理的动力学方面开展研究，揭示基质降解和微生物生长的基本规律、构建相应的机理模型，可以为构筑物的设计和运行提供参考。生物处理过程的动力学主要有：(1)微生物的增长动力学，该种动力学主要涉及微生物增长常数、基质浓度等因素与微生物增长之间的关系；(2)基质的降解动力学，该动力学过程主要研究生物量、基质浓度等因素与基质降解之间的关系；(3)同时研究微生物的增长和基质降解之间的关系。目前，生物接触氧化工艺处理废水的过程中，常采用的基质降解动力学模式主要有【47】：(1)Monod模式Monod模式的基础是微生物的生理学研究，该模式深入表达了基质降解与微生物增长之间的关系。该模式的建立主要依据是纯菌种在单一基质的培养试验。在一般情况下，污水生物处理过程中的微生物比增长速率与有机物浓度之间也符合Monod模式的关系：甜=“一s／憾+s)(5-1)式中：“一一微生物比增长速度；“m觚一一微生物的最大比增长速度；s一一基质浓度；墨一一饱和常数。实际上，在较低的底物浓度时，Monod模式可简化为“=“m。筘／Ks。(2)Eckenfelder模式Eckenfelder模式主要研究装置的处理结果与装置处理负荷之间的相关性，该模式比较适合应用于处理含多种基质的废水生物处理过程中。在底物浓度很高的情况下，微生物的增长速度与反应器中的底物浓度无关而呈零级反应，Eckenfelder模式：dx／dt=klX(5-2)式中：以／d卜微生物增长速度；kl——反应速度常数；卜反应器中的微生物浓度。在底物浓度较低的情况下，底物基质降解速度与反应器中的底物浓度呈一级反应，Eckenfclder模式为：ds／dt=-k2SX(5—3)44n厂————————————————————————————————————————————————————————一一一一式中：出／d卜底物降解速度；乜——反应速度常数；J——底物浓度；卜反应器中微生物浓度。(3)Grau模式Grau模式主要是在Eckenfelder模式的基质降解规律不能准确表达时而提出的如下模式：出／出=-klx(S。／So)玎(5—4)式中：出／d卜底物降解速度；七l——基质降解反应速度常数；卜反应器内微生物浓度；S广_出水基质浓度；&——进水基质浓度：聆——与反应级数有关的常数。(4)Mckinney模式在该种模式中，反应器内的底物浓度相比于微生物浓度是属于低浓度情况，微生物的代谢过程主要受底物浓度的影响且遵循一级反应动力学，Mekinney模式如下：ds／d卢．如(5-5)式中：ds／d卜底物降解速度：k——反应速度常数；s——底物浓度。与Eekenfelder模式相比，Mckinney模式中没有生物浓度x这一项，这是两者的主要区别。5．2生物接触氧化法处理废水的动力学探讨(1)动力学模型的推导在推导动力学模型时，需首先假设：①反应器中完全混合；②确保整个装置处于稳定状态；③与生物膜总量相比，水中悬浮的生物固体量可以进行忽略处理；④反应器的进水基质中不应含有微生物群体且应为溶解性的。生物接触氧化池内的液体处于完全混合状态，整个反应器也趋于稳定，水中悬浮的生物固体量也可以进行忽略。生物接触氧化反应器的计算目前一般还是根据经验数据进行，根据稳态条件下的物料平衡‘79舢】，我们可得：QSo+(ds／dt)^VA+(dsldt)s珞=Q&(5-6)式中：Q——装置进水流量；岛——进水基质浓度；45n(ds／dt)^——单位体积附着生物膜去除基质的速度；圪——附着生物膜的体积；(出／df)s——单位体积悬浮生物固体去除基质的速度；玩——反应器内混合液体积；&一出水基质浓度；与(ds／dt)A相比，(ds／dt)s很小，可以忽略，则上式(6-6)g变为：Q(岛·&)=·(ds／dt)A以因为：(dx／dt)A=一YoA(ds／dt)^(dx／dt)^=“以可得：Q(岛-S。)=“AK玖／yoA式中：UA——附着生物膜最大比增长速度；五——单位体积附着生物膜重量；yo^——附着生物膜的表观产率。因为：V^=Nad式中：M一填料体积；口——填料比表面积；江填料上附着生物膜厚度。将式(6．11)代入式(6．10)，得：Q(品-&)=“^矗Nad／Yo^利用Monod方程：U--Umaxsd岱一sa可得：Q(So-so=羔×Nad×糕或者为：—Q(So—-&)=!竺竺!坐×d×jL一：=一天X—NaYo^&+＆令u=骂≯及‰=学d』V口JOA则可得：U：—Uma—xSeK|+&式中：【k单位面积填料基质去除速度；％ax——单位面积填料最大基质去除速度；墨——有机基质饱和常数。(5—7)(5—8)(5-9)(5-10)(5-11)(5-12)(5—13)(5-14)(5-15)(5-16)n此式即为生物接触氧化法的动力学模式，当废水基质浓度很低时，＆≤缸时，U；—Unm—S,：K＆Ks式中：J卜～常数。当废水基质浓度很高时，&≥缸时，U=【石m其中％。x和K。都是动力学常数。式(6-16)可写成：(5-17)式(6-7)可写成：(5-18)对式(6．16)取倒数可得：土：旦×!+上(2一b-19)一=一×一+一IIyJU“毗＆U嗽通过试验数据，动力学参数墨和％ax可以用图解法求得。当废水得基质中含有不可生物降解的物质时，在应用上述公式时应该从实测到的&中减去不可生物降解物质的浓度品，则式(5．17)和式(5—19)分别变为：’u：—u．—4_s70-一sn)：五(＆一so心、(5-20)土：—生×!+上(5．21)一=一×一十一I)‘ZIJ【，U眦(&一＆)U姒(2)动力学模型参数的确定基质降解的动力学常数芯和％。x与填料的种类和性质、微生物的种类、基质的性质及环境因素等有密切关系。本试验中，接触氧化池内的弹性填料的比表面积约为250m2／m3，体积约为3．6m3，总表面积约为900m2。生物接触氧化池的试验数据，如表5．1。表5．1接触氧化池试验数据利用式(5．20)，可以采用图解法求出品。以表5．1中的数据为依据，以＆为横47n坐标、【，为纵坐标作图，可得图5．1。在图5．1中，拟合直线方程如下：y--O．041x-0．72581R‘=O．95955560657075Se㈣图5．1图解法求＆图中拟合直线的斜率为0．041，表示一级反应常数，直线在X轴上的截距表示出水中不可生物降解物质的浓度品，即&的值为O．7258／0．041=17．7024mg／L。利用式(5．21)，可以用图解法求出巩。。和墨，以表5．1中的数据为依据，以1／(s,．品)为横坐标，1／嗍纵坐标作图，可得图5．2。掣屯鲁、，b≥l舾。-S。)(m㈣图5．2图解法求‰。和K图5．2中的线性回归方程为：y=24．127x+0．0057只2=0．9498通过线性回归方程，可以得出‰。x值和悠值。直线在Y轴上的截距为0．0057，即为1／％。x，得出‰。。=175．449／m2d，斜率为24．127，即为Ks／％ax，得出Ks=4232．84mg／L。．42名石421l一它酱蔷一bn49n第六章结论与展望6．1结论本文将生物接触氧化工艺用于氯碱化工废水污水处理站的二沉池出水的深度处理试验研究，可以得出以下结论：(1)在原水水质的COD为60"-120mg／L情况下，生物接触氧化处理工艺的处理效率可达30％。(2)生物接触氧化工艺的挂膜驯化受到温度的显著影响，在冬季低温条件下进行挂膜试验，微生物的接种驯化、生物膜的成熟、反应器稳定的处理效率，往往都需要较长的时间才能完成。(3)根据试验结果，本过程中的水力停留时间为2．0h时较为合适，选用5：1的气水时可满足试验要求，温度对COD去除率的影响不大，但温度对氨氮去除率的影响较大。(6)在pH值、水温和进水水质基本稳定、水力停留时间为2．0h的情况下，气水比为5：1的条件下，接触氧化池对总磷的处理效果并不明显，去除率大概维持在8．5％左右，这表明生物接触氧化池对总磷的处理效果较差。(7)在经过较高的有机负荷冲击后，保持氧化池内pH值、水温和进水水质基本稳定，水力停留时间为2．Oh，气水比为5：1的条件，经过15天左右，反应器中COD的去除率逐渐上升至28％，而经lO天左右，氨氮的去除率恢复至82％左右，氧化池恢复一定的处理能力。(8)通过与曝气生物滤池运行情况的比较，可知生物接触氧化池较曝气生物滤池略逊色一些，但对COD、氨氮仍具有较明显的处理效果。(9)根据生物反应动力学，得出生物接触氧化池有机物降解动力学模型为：U=175．44x(S。一17．7024)／(4215．1576+S。)。6．2展望受试验条件的限制，本研究对深度处理基本机理的研究较为不足，还有待进一步改进和完善。为此，初步考虑提出下述建议：(1)本文仅是针对一种填料进行的中试研究，建议在今后的研究中选择多种不同填料，分别开展相关研究，借以揭示不同填料类型对氯碱化工废水深度处理效果的差异。(2)生物接触氧化池的除磷效果不明显，建议后期增加物化除磷方法，降低污水外排给城市水体及巢湖带来的潜在富营养化威胁。(3)中试试验所采用的停留时间、曝气量和温度等参数均是根据经验确定而来的。在实际的废水深度处理中，该条件是否仍为较为理想的运行条件，可能还有待进一步的验证。因此，建议继续对该装置开展小试试验研究，以期获得更有效的运行最佳条件。n参考文献【l】黎意惠．氯碱企业环境影响因素及防范措施[J]．中国氯碱，2006，(5)：34-37．[2】徐生智，王奋中，马艳．浅谈氯碱企业用水和减排[J】．聚氯乙烯，2010，38(3)：40—44．[3]JalaliAA，MohammadiF，AshrafizadehSN．Effectsofprocessconditionsoncellvoltage，currentefficiencyandvoltagebalanceofachlor-alkalimembranecell[J]．Desalination，2009，237(1—3)：126-139．【4]ShojaiKN，AshrafizadehSN，MohammadiF．Developmentofanartificialneuralnetworkmodelforpredictionofcellvoltageandcurrentefficiencyinachlor-alkalimembranecell[J]．ChemicalEngineeringResearchandDesign，2008，86(5)：461-472．[5】ManoharDM，KrishnanKAnoop，AnirudhanTS．Removalofmercury(II)fromaqueoussolutionsandchlor-alkaliindustrywastewaterusing2-mercaptobenzimidazole—clay[J]．WaterResearch，2002，36(6)：1609-1619．【6】宋祥录，王春华．氯碱生产工艺中废水回收利用[J】．云南化工，2009，36(6)：50—52．【7】龙荣．氯碱生产中的废水处理【J】．氯碱工业，1999，(4)-40-41．【8】苗群，刘志强，陈吉升，等．水解酸化工艺在氯碱废水预处理中的应用[J】．水资源保护，2006，22(I)：84．86．[9】MadaeniSS，KazemiVTreatmentofsaturatedbrineinchlor-alkaliprocessusingmembranes【J】．SeparationandPurificationTechnology，2008，61(1)：68．74．【10】薛卫东，井金旺．氯碱化工废水综合利用[J】．中国氯碱，2010，(10)：33—37．[11】么恩琳．氮碱行业“三度”治理现状[J】．中国氯碱，2000，(3)-35-38．[12】王建娜，潘咸峰，邓建利，等．氯碱含盐废水处理中试研究【J】．齐鲁石油化工，2007，35(3)-169．171．【13】张家亮，唐屹．活性污泥法生物接触氧化法串联工艺处理综合化工废水【J】．中国氯碱，2001，(7)：35．37．【14】张春杨，王香玲，张壮志．高浓度有机污水生物处理方法研究进展【J】．安徽农业科学，2007，35(31)：10007．10009．[15】LellingaG．CourseonAnaerobicandLowCostTreatmentofWastewater【J】．Biotechn0109yandBioengineering．1980，12(3)：543-548．【16】管锡瑶，郑西来．从厌氧反应器的发展谈UASB反应器的改良【J】．中国海洋大学学报，2004，34(2)：261．268．【17】洪铭嫒，李清彪，邓旭．废水厌氧(水解)一好氧生物组合处理工艺研究进51n展【J】．化工环保，2005，25(2)：104．109．【18】胡晓剑．好氧一兼氧一好氧法处理氯碱生产废水【J】．化工环保，2002，22(4)：217-220．[19]李本高，汪燮卿．污水回用技术进展与发展趋势【J】．工业用水与废水，2006，31(4)：l-6．【20】王蕾，李嘉英．浅析污水回用深度处理技术与工艺【J】．河南化工，2010，27(2)：57·58．【2l】冯涛，刘洪波，陈姗姗．高级氧化技术在有机废水处理中的研究与应用[J】．环境保护科学，2007，33(3)：29．31．[22】李杰，张弘，韩晶晶，等．污水回用技术应用现状与研究进展[J】．重庆科技学院学报(自然科学版)，2010，12(5)：111—113．[23】赵庆良，任南琪．水污染控制工程[M】．北京：化学工业出版社，2005．[24】贾建军，孙晓森，于林平．生物陶粒滤池．纤维球过滤工艺用于回用水试验研究[J】．山东科技大学学报(自然科学版)，2002，21(1)：111-113．【25】MehmetD，HamnA，MahirA．Adsorptionofmethyleneblueontohazelnutshell：kinetics，mechanismandactivationparameters[J]．JournalofHazardousMaterialsls，2009，164(1)：172—181．【26】方华，毛绍春，李春林，等．离子交换树脂处理高浓度有机废水初探[J】．云南大学学报(自然科学版)，2004，26(增刊)：160—162．【27】张智瑞，周易，李莹．膜法深度处理在企业废水回用中的应用[J】．冶金动力，2009，135(5)：67-70．【28】姚丹郁，张妍，杨庆洲，等．炼油污水深度处理回用技术的工业应用[J】．石油炼制与化工，2004，35(8)：76．78．【29】PetalaM，TsiridisV，SamarasP．Wastewaterreclamationbyadvancedtreatmentofsecondaryeffluents[J]．Desalination，2006，195：109一l18．【30]吉春红．双膜法深度处理回用有机废水的实验研究【J】．中国氯碱，2009，(8)：38—41．[31】何冠平．山东铝业公司氯碱化工循环经济探讨【J】．氯碱工业，2008，44(4)：1-4．【32]李旭升，陈东玖，张强利，等．化工废水双膜法深度处理及回用工程[J】．水处理技术，2008，34(4)：86．89．【33】张自杰．排水工程(第四版)下册[M】．北京：中国建筑工业出版社，2000．【34】国家环保局．生物接触氧化处理废水[M】．北京：环境科学出版社，1990．【35】汪艳霞．生物接触氧化填料性能试验研究[D】．山西：太原理工大学硕士学位论文，2004．[36】北京水环境技术与设备研究公司．三废处理工程技术手册(废水卷)[M】．52n北京：化学工业出版社，2000．【37】杨文娟．高速公路服务区污水生物接触氧化处理技术研究【D】．西安：长安大学硕士学位论文，2006．【38】张晓红，陆慧琪，俞小勇．生物接触氧化工艺中填料的研究进展【J】．吉林化工学院学报，2008，25(4)：32—35．【39】李晓晨，吴成强，杨敏，等．用于生物接触氧化工艺的填料特性比较研究【J】．环境污染治理技术与设备，2005，6(1)：44·46．【40】FangMa，Jing-boGuo，Li-junZhao．ApplicationofbioaugmentationtOimprovetheactivatedsludgesystemintothecontactoxidationsystemtreatingpetrochemicalwastewater[J]．BioresourceTechnology，2009，100(2)：597-602．·【41】徐全文，孙向明，唐屹，等．填料技术在高浓度氯碱化工废水生物接触氧化法处理中应用的研究【J】．氯碱工业，2007，12，31-35．[42】艾恒雨，汪群慧，谢维明，等．接触氧化工艺中生物填料的发展及应用【J】．给水排水，2005，31(2)：88—92．[43】蒋战洪．污水处理用填料的种类、性能和发展趋势【J】．环境污染与防治，1994，16(4)：13·16．【44】周海峰，詹伯君，王剑军．O／A／O组合工艺处理印染废水设计趋势【J】．中国给水排水，2000，16(6)：36-38．f451ChristenssonM，WelanderT．Treatmentofmunicipalwastewaterinahybridprocessusinganewsuspendedcarrierwithlargersurfacearea[J]．WaterScienceTechnology，2004，49(11)：207·214．【46]付冰．BF填料接触氧化法化工综合废水脱氮研究[D】．吉林：东北电力大学硕士学位论文，2007．【47】郑先俊．高校校园污水生物接触氧化处理与回用的试验研究[D】．西安：长安大学硕士学位论文，2007．[48】高淑民．新型填料生物接触氧化法硝化反应影响因素的研究[D】．上海：同济大学硕士学位论文，1997．f491ViUaverdeS，Garcia．EncinaPA．，Folz．Polanco．Elnfluenceofovernitrifyingbiofilmactivityinsubmergedbiofitters[J]．WaterResearch，1997，(31)：1180．1187．【50】余滏申．生物接触氧化法处理废水技术【M】．北京：中国环境科学出版社，1990．[5l】刘文君．生物接触氧化法处理微污染水源水的研究[D】．北京：清华大学硕士学位论文，1995．【52]沈耀良，王宝贞．废水生物处理新技术一理论与应用[M】．北京：中国环53n境科学出版社，1999．【53]胡家俊，周群英．环境工程微生物学【M】．北京：高等教育出版社，1992．[54】藤济林，李星伟，殷杰，等．废水处理新型填料的挂膜试验研究【J】．电力建设，2002，23(2)：54．57．[55]HeijnenJJ，VanLoosdrecht，MulderA，etal．Formantiaonofbiofilmsinabiofilmair-liftsuspensionreactor[J]．WaterScienceandtechnology，1992，26(5)：647—654．【56】ShanshanLina，JinaY，FuaL，etsl．Microbialcommunityvariationandfunctionstoexcesssludgereductioninanovelgravelcontactoxidationreactor[J]．JournalofHazardousMaterials，2009，165(1)：1083—1090．【57】TaratesCRG，SantannaGL，CapdevilleB．Theeffectofairsuperfcialvelocityonbiofilmaccumulationinathree-phasefluidized—bedbioreaetor[J]．WaterResearch，1995，29(10)：2293—2298．【58】吴春笃，张波，李海燕．生物接触氧化工艺用填料的生物膜特性[J】．江苏大学学报，2008，29(1)：74．77．【59】GoncalvesRE，Le-GrandL，RogallaF．Biologicalphosphrusuptakeinsubmergedbiofllterswithnitrogenremoval[J]．WaterScienceandTechnology，1994，29(10·11)：119-125．【60】吴为中，王占生．不同生物接触氧化法的净化效果及其生物膜特性的比较【J】．环境科学学报，2000，(20)：44—50．。【61】HongRyu，DaekeunKim，HeunLim，etal．Nitrogenremovalfromlowcarbon．to-nitrogenwastewaterinfour·stagebiologicalaeratedfiltersystem[J]．ProcessBiochemistry，2008，43(7)：729-735．【62】须藤隆一，俞辉群，全浩．水环境净化及废水处理微生物学[M】．北京：中国建筑工业出版社，1988．【63】国家环境保护局(科技标准司与环境工程科技协调委员会)．生物接触氧化处理废水技术[M】．北京：中国环境科学出版社，1989；[64】GoncalvesRE，GrandLL，RogallaE．BiologicalPhosphoursuptakeinSubmergedBiofiterswithNitrogenRemoval[J]．WaterScienceandTechnology，1993，29(10一11)：135—143．【65】AeslyA，OdegaardH，BachK，etal．Denitrificationinapackedbioflim(Biofor)·experimentswithdifferentcarbonsources[J]．WaterResearch，1998，32(5)：1463—1470．【66】GhoreishiSM，HaghighiR．Chemicalcatalyticreactionandbiologicaloxidationfortreatmentofnon-biodegradabletextileeffluent[J]．ChemicalEngineeringJournal，2003，95(1-3)：163-169．n【67]LuM，ZhangZZ，YuWY．Biologicaltreatmentofoilfield-producedwater：Afieldpilotstudy[J]．InternationalBiodeterioration&Biodegradation，2009，63(3)：316-321．【68】LiZH，YangK，YangXJ，etal．Treatmentofmunicipalwastewaterusingacontactoxidationfiltrationseparationintegratedbioreactor[J]．JournalofEnvironmentalManagement，2010，91(5)：1237—1242．[69】刘惯一．超滤膜作载体的生物接触氧化工艺研究【J】．中国给水排水，2000，16(8)：4-7．【70】陈洪斌，庞小东．悬浮填料生物接触氧化法处理炼油废水【J]．中国给水排水，2002，18(9)：42—44．．【7l】李向东，秦树林．接触氧化法深度去除二级出水中氨氮的研究[J】．能源环境保护，2005，19(1)：32．34．【72】王培，马邕文．生物接触氧化法处理OCC废水研究[J】．环保治理，2006，27(1)：64-66．【73】张忠智，卢晓艳，管仁军，等．生物接触氧化法处理含聚丙烯酰胺污水[J】．石油化工高等学校学报，2007，20(4)：1．4．【74]蒋侃，马放，孙铁珩，等．电气石强化生物接触氧化法处理石化废水[J】．环境科学，2009，30(6)：1669．1673．【75】邓喜红，王超．废水生物接触氧化处理中生物膜的培养与驯化【J】．工业水处理，2008，28(5)：42—44．【76】WangRC，WenXH．Influenceofcarrierconcentrationontheperformanceandmicrobialcharacteristicsofasuspendedcarderbiofilmreactor[J]．ProcessBiologicalchemistry，2005，40(9)：2992-3001．【77】李亚峰，李大起，李俊．低温条件下二段生物接触氧化法处理生活污水[J】．沈阳建筑大学学报(自然科学版)，2008，24(2)：69-73．【78】范传勇．BAF深度处理氯碱工业污水处理站尾水的中试研究【D]．合肥：合肥工业大学硕士学位论文，2010．[79】许小红，吴春笃，李海燕，等．生物接触氧化工艺生物膜底物去除动力学【J】．水处理技术，2008，34(4)：34—37．[80】丁晓玲，贾春宁．生物接触氧化工艺处理难降解有机废水的研究【J】．水处理技术，2005，31(7)：20—24．55