碱减量印染废水处理技术的.研究 81页

'东华大学学位论文原创性声明本人郑重声明：我恪守学术道德，崇尚严谨学风。所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下，独立进行研究工作所取得的成果。除文中已明确注明和引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的作品及成果的内容。论文为本人亲自撰写，我对所写的内容负责，并完全意识到本声明的法律结果由本人承担。学位论文作者签名：乙J艺日期：细弓年／z月够日 ＼东华大学学位论文版权使用授权书学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅或借阅。本人授权东华大学可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇编本学位论文。保密口，在——年解密后适用本版权书。本学位论文属于不保密．以学位论文作者签名：幺)日期：砂阳归⋯魏c)∥醪彳日期：o-q年口1月，j自 1．1课题研究的背景引言江苏盛泽地区水系发达，是“水乡泽国”，河流、湖泊流经全镇，水体质量与邻近地区密切相关。镇区内有五条主要河道构成了密集的水网，但是由于印染业的过于集中，在一块弹丸之地密集了28家印染企业，生产高峰期每天排放12万吨废水(限制排放量)，经污水处理厂处理后，每天将向水体排放CODer21．6吨左右。再加上生活污水的排放，因此对水环境质量造成很大的压力。为了保护“水乡泽国”，保护周边地区的水体，同时保证盛泽地区的经济可持续发展，需要进一步改造原有处理工艺或丌发新的经济合理的污水处理技术。印染是我国的传统特色产业，近年来在江苏、浙江、广东以及沿海地区发展迅速。我国加入WTO后，印染属利好产业，其规模发展非常迅速。随着印染产业的大规模兴起，一方面推动了纺织印染行业的蓬勃发展，另一方面印染废水造成的污染问题也随着产业规模的扩大而日显突出。印染行业是工业废水排放大户，据不完全统计，我国印染废水每天的排放量约为3×106～4×106吨。印染废水具有水量大、有机污染物含量高、色度深、碱性大、水质变化大等特点，属难处理的工业废水11】。碱减量工艺是我国印染行业近十年来为改善涤纶表面手感而普遍采用的一种印染工艺。这种工艺可使涤纶表面获得真丝般光滑柔软的手感，但它同时也带来了一种高浓度、碱度大、难降解的有机废水碱减量废水。当加入的碱减量废水中COD的量超过印染废水中CODer的量20％时，生化处理将很难适应，而且BOD5／CODer由原来的O，4--05下降到o-2以下，可生化性很差，这给处理增加难度。由于碱减量废水的加入，使传统生化处理的COD去除率由70％降至30％左右甚至更低。此外高运行费用及剩余污泥处理又是一个历来困挠的大难题。根据我们对江苏某外资印染有限公司的调查资料表明，其碱减量废水所造成的CODer占总量的55％；对江苏、浙江一些企业的调查，也有类似的情况，其中碱减量废水水量往往只占总水量的5％，但CODer负荷却占50％以上。这不仅使废水污染愈来愈严重，并且由于加入难降解的对苯二甲酸等，使废水的B／C下降到0．2以下，使二级生化处理很难达到CODcrl80mg／L以下。为了达标，有些企业不得不加入大量 的混凝剂和助凝剂PAC、PAM等，使处理成本愈来愈高，且污泥量高达5％(一般为O．5％)。因此不但造成水体污染物愈来愈多，且污泥量的增加造成污泥处置困难而引起二次污染，同时实际处理效果也难以达标。一般来说，碱减量加工产生的废水相对较少，但CODer值很高，通常都是几力mg／l。碱减量工艺产生的废水CODcr占总量的50％以上，通常每万米涤纶碱减量处理后，排出30～50H屯碱减量废水，CODcr高达20000mg／L以上，pH>12。若这些污染问题得不到妥善解决，将会严重阻碍我国印染产业的顺利发展。涤纶纤维是无可替代的，碱减量废水的治理是必须的，也是长期的。目前，国内外有关印染废水处理的研究很多，但有关含有碱减量废水的印染废水(以下简称碱减量印染废水)的成功处理技术仍然没有较为成熟实用的技术。因此，开发一种经济有效的印染废水治理技术，尤其是碱减量废水的治理技术，已经成为当今环保行业必须面对的严峻课题。1．2本课题研究的内容、方法和意义近些年，人们在处理碱减量印染废水方面取得了一定的成绩，但对碱减量印染废水的水质缺乏全面、深刻的了解，对废水处理的难点未作出可靠的结论性意见，对废水中的特征污染物一TA(TerephthalicAcid)的生物可降解性存在争议，对如何经济、有效地对待废水高pH问题缺乏定量地考察。为解决日益突出的碱减量印染废水的污染问题，上海市科委提出科研项目：《纺织行业清洁生产成套技术与工程示范一碱减量废水的资源回收及利用》，并将此列为重点科技攻关项目。本课题作为上海市科委熏点攻关项目《纺织行业清洁生产成套技术与工程示范一碱减量废水的资源回收及利用》的一部分，从清洁生产的角度来研究碱减量印染废水的处理技术。分析比较目前碱减量印染废水的各种处理工艺，本文提出酸析一兼氧一生物接触氧化法处理废水。研究的主要内容是酸析回收技术及缺氧／好氧工艺的优化参数，定性定量地判断厌氧、好氧生物处理的作用。通过对水解酸化前后有机污染物结构与性质的变化、TA的降解规律、TA与微生物的共代谢作用、有机物降解规律、有毒有害物质的累积作用对系统的影响、系统各运行参数的调整和控制等各方面的研究，最终确定实现系统的最佳工艺条件及运行参数。碱减量废水中含有大量的有用物质，因此采用酸析法进行预处理可回收TA，回收后的TA在市场上有很大的经济价值，可作为聚酯、胶衣、电缆、除草剂敌草索等 的生产原料。碱减量废水经预处理回收TA后，不但实现了清洁生产，回收了可用资源，而且废水的CODcr得到大幅度削减，使原有CODcr值为几万mg／L的废水降到一万mg／L以下，因此减轻了后续处理的负荷。在兼氧处理过程中，废水中的兼氧菌能使大分子、难降解的有机物降解为小分子有机物，废水的可生化性得到较大改善，为好氧处理创造了有利的条件，在这过程中不需要严格的厌氧条件，水力停留时问短，微生物驯化培养时间短，抗冲击负荷强，并且在水解酸化过程中能将剩余污泥减容化，减少对污泥的投资成本。好氧过程采用生物膜技术处理废水，污泥不需回流，且CODcr去除率高。因此，采用该处理系统有更多的实际意义，不但整个处理过程的运行费用低，回收后的TA又可创造经济价值，而且生物处理的时间将大大缩短，系统运行稳定、处理效率高，使出水达标排放。本课题以江苏省盛泽地区的印染废水为研究对象，探讨处理含碱减量印染废水的技术，解决目前印染废水处理碰到的实际困难。在注重工程应用性的同时，从理论上阐述印染废水处理过程中的一些问题。并且，不只是寄希望于其出水是否能达标排放，更重要的是在于其是否具有可行性，是否具有环境、社会和经济效益，操作管理是否方便，运行是否稳定可靠等。综上所述，碱减量工艺带来的经济效益和造成的环境污染是矛盾的对立，寻求一种经济高效的处理方案是解决这一矛盾的关键，因而具有十分重要的现实意义。 第一章文献综述1．1印染废水概述1．1．1印染废水的来源印染加工的四个工序都要排出废水，预处理阶段(包括烧毛、退浆、煮炼、漂白、丝光等工序)都要排出退浆废水、煮炼废水、漂白废水和丝光废水，染色工序排除印染废水、印花废水和皂液废水，整理工序则排出整理废水。印染废水是以上各类废水的混合废水，或除漂白废水以外的综合废水。1．1．2印染废水的水质及水量印染废水的水质随采用的纤维种类和加工工艺的不同而异，污染物组分差异很大。一般印染废水㈨2IpH值为6～10，CODer为400～1000mg／L，色度为100～400倍，SS为100～200mg／l。但当印染工艺及采用的纤维种类和加工工艺变化后，废水水质将有较大变化。如，当废水中含有涤纶仿真丝印染工序中产生的碱减量废水时，废水的CODer将增大到2000m∥L以上，BODs增大到800mg／L以上，pH值达12以上，并且废水水质随涤纶仿真丝印染碱减量废水的加入而恶化。当加入的碱减量废水的量超过废水中的CODer量20％时，生化处理将很难适应。印染各工序排放的废水情况一般是：(1)退浆废水：水量较小，但污染物浓度高，其中含有各种浆料、浆料分解物、纤维屑、淀粉碱和各种助剂。废水呈碱性，pH值为12左右。上浆以淀粉为主的(如棉布)退浆废水，其CODer、BOD5值都很高，可生化性较好。上浆以聚乙烯醇(PvA)为主的(如涤棉经纱)退浆废水，CODer高而BOD5低，废水可生化性较差。(2)煮炼废水：水量大、污染物浓度高，其中含有纤维素、果酸、蜡质、油脂、碱、表面活性剂、含氮化合物等，废水呈强碱性，水温高，呈褐色。(3)漂白废水：水量大，但污染较轻，其中含有残余的漂白剂、少量醋酸、草酸、硫代硫酸钠等。(4)丝光废水：含碱量高，NaOH含量在3％～5％，多数印染产通过蒸发浓缩刨收NaOH，所以丝光废水一般很少排出，经过工艺多次重复使用最终排出的废水仍呈．4． 第一市义献综述强碱性，BOD5、CODcr、SS均较高。(5)染色废水：水量较大，水质随所用染料的不同而不同，其中含浆料、染料、助剂、表面活性剂等，一般呈强碱性，色度很高，COD较BOD高得多，可生化性较差。(6)印花废水：水量较大，除印花过程的废水外，还包括印花后的皂洗、水洗废水，污染物浓度较高，其中含有浆料、染料、助剂等，BOD、COD均较高。(7)整理废水：水量较小，其中含有纤维屑、树脂、油剂、浆料等。(8)碱减量废水：是涤纶仿真丝碱减量工序产生的，主要含涤纶水解物对苯二甲酸、乙二醇等，其中对苯二甲酸含量高达75％，碱减量废水不仅pH值高(～般>12)，而且有机物浓度高，碱减量工序排放的废水中CODer可高达9万mg／L，高分子有机物及部分染料很难被生物降解，此种废水属高浓度难降解有机废水。1．1．3印染废水的一般特征印染废水的组分差异明显[31，有机物含量高，并且大多数是芳烃和杂环化合物，其中带有有色基团(如一N=N⋯N=O)以及极性基团(如．S03Na、一OH、-NH2)，还混有酚类、苯胺、碱等。废水粘度大，水温和水量变化大，废水的CODcr较高且变化较大，而BOD5相对较小，可生化性差。印染废水水质随着原材料、生产品种、生产工艺的不同而差异较大，且废水的排放量具有间歇性。1．2碱减量废水概述1．2．1碱减量工艺的由来1952年英国ImperialChemicalIndustries首先发表了聚酯织物的碱减量加工技术。碱减量加工技术。自碱减量加工技术发明后，碱减量工艺成为印染行业的一个重要生产工序。到上世纪七十年代中期，日本已大量采用此项技术。我国从八十年代未以来，也广泛应用此项技术。涤纶(PET，聚对苯二甲酸乙二酯)是纤维的商品名称f4】，是以对苯二甲酸和乙二醇为主要原料的高分予聚合物，因为分子结构中含有酯基，所以常称聚酯纤维，国外也称“特头纶”、“达克纶”、“特丽纶”、“拉夫桑”等。为使化纤织物具有类似真丝 第一审文献综述的飘逸、轻柔之风格，国内外印染行业使用最普遍、效果最佳的方法是织物在印染前进行碱减量处理。涤纶织物通过碱减量加工获得像真丝绸一样的柔软活络感，被称为涤纶仿真丝。I．2．2碱减量加工原理及其废水的成分碱减量加工就是用热碱浸泡织物，使织物表层涤纶降解、剥落离开组织，从而起到织物减量变柔的作用，这一过程实质上是发生酯的水解反应[”，其反应过程可用如下方程式表示：H4coo—妙COOCH2CH2气+NaoH—+N扣coo—僻coocH：cH2h+NaOOC12的碱性废水中，其酸根离子又与氢氧化钠的钠离子发生置换，最终以人肉眼看不见的有机盐对苯二甲酸钠(DT)溶解在废水中，这种废水就是俗称的碱减量废水。涤纶通过碱减量加工可达到仿真丝绸的效果，经NaOH溶液处理后的聚酯纤维，其减量率可达15％～30％。经碱减量加工后的织物在染色性、吸湿性及手感和织物风格等方面会有明显的改变，其仿真丝绸产品已是国内外研究开发的重要产品。可是，在织物得到改善的同时，涤纶水解产生的大量对苯二甲酸和乙二醇以及对苯二甲酸溶于碱性溶液转换成的对苯二甲酸钠，都是产生碱减量废水COD和BOD的主要成分。碱减量工艺是涤纶织物印染的特征工艺，有间歇式和连续式两种，工艺流程见图1一l与l一2。(1)间歇式碱减量工艺苛性碱]兰享—，(圃—4二亟写垂垂三]—叫．[j亟葺]—母烘干清水一+残碱液回收碱减量废水图1—1间歇式碱减量工艺流程 第一章文献综述将织物置于机缸内用NaOH减量，然后清沈减量后的织物，清沈水直接排放，碱液回收至定程度必须排放。有些企业几乎不回收利用碱液，一次使用后就直接排放。(2)连续式碱减量工艺烘干图1—2连续式碱减量工艺流程将织物在碱液槽中浸泡，然后连续在高温蒸汽烘箱内减量，减量后的织物在漂洗槽内逆流漂沈。相对间歇式工艺，连续式工艺的碱液利用率较高。盛泽地区大部分印染企业采用间歇式碱减量工艺。以碱减量为特色的涤纶纺真丝印染加工工艺流程，见图1．3。坯b区回{互b匝，{匠b匝}《匠U国图1，3涤纶仿真丝碱减量印染工艺流程1．2．3碱减量废水的性质及危害碱减量废水是由聚酯(涤纶)水解产生的【6】，从里料退浆处理到仿真丝面料处理，水解量一般在3．5％～30％左右。换言之，有3．5％～30％的涤纶被水解后溶入水中，造成废水COD高达20000mg／L以上，pH>12。理论上lkg涤纶纤维就要产生1．09kg的COD。碱减量废水的主要成分是聚酯水解产生的乙二醇和对苯二甲酸在碱性废水中以对苯二甲酸钠形式存在。由于对苯二甲酸钠是由结构相当稳定的苯环组成的，即使用化学法也很难将其打开。对苯二甲酸或对苯二甲酸钠对鱼类有刺激性毒害‘”，对水中微生物的再生有抑制作用，浚有机污染物进入环境后，会受到水解、光解、氧化还原和微生物分解等方式的分解，对一些动物还有致畸和致突变作用。因此，若将含对苯二甲酸或对苯二甲酸钠的废水排入河流，将会对河流造成严重污染。 第一章文献综述1．3碱减量印染混合废水1．3．1废水COD的来源及组成成份涤纶仿真丝印染废水成分复杂【8_9】，含有聚乙烯醇、对苯二二甲酸、乙二醇、染色和印花的染料及助剂等。盛泽镇目前印染织物以涤纶为主，染料以分散染料为主，多数工厂不同程度采用碱减量工艺，因此印染废水主要是染色废水、碱减量废水，还有少量退浆废水和丝光废水。棉织物在织造前必需上浆，而在印染前需先退浆。以前用的淀粉浆料(可生物降解)现已极少使用，替代的是以PVA(聚乙烯醇)为主要成分的各种混合浆料。常用的浆料主要成分为聚乙烯醇和丙烯酸类，而且用量愈来愈多。通常退浆废水的CODcr浓度在4000～8000mg／L，个别可超过10000mg／L，由于PVA属于难生化处理的，所以退浆废水属于较难生化处理的废水，废水量一般只占总排水量1％～3％。丝光处理主要是针对棉织物的处理工艺，由纯棉或涤棉制成的织物经过氢氧化钠处理，可以增加棉纤维的强力和光泽，并在染色时提高对染料的亲和力。丝光废水的污染物主要是氢氧化钠，其中的有机物含量并不是很高，丝光废水的处理相对于其它染整废水要容易些。印染废水各类工艺的水量、水质及所占比例的估算值见表1—1。表l。1印染废水各类工艺的水量、水质水量占总水量CODcr占总量的处理难易废水类别CODcr(m∥L)的比例(％)比例(％)程度染色废水88～9580039．7相对容易，碱减量废水5～lO10000～8000053．9难退浆废水1～34000～80006．4较难1．3．2废水的染料与色度的关系目前，我们国内使用的染料普遍都是分散染料，因为涤纶大分子链上没有大的侧链和支链，主链通过羧酸酯连接，分子间结构紧密，具有较高的机械强度、形状稳定性和疏水性，导致染色困难，需选择疏水性的分散染料[10】。染色时，把染料制成极小的粉粒，通过分散剂的作用，均匀地分散于高温高压下或热熔条件下的染浴中．向膨一8一 第审文献练述胀的涤纶纤维内部扩散，使之染色【2J。分散染料是一种水溶性很低、疏水性较强的非离子型染料，在水中呈分散的微粒状，与纤维分子的结合主要是范德华力、氢键和偶极引力[⋯。以结构分类，分数染判包括偶氮型、蒽醌型等，以偶氮型为主。单偶氮型因物美价廉、生产工艺简单，用量约占一半；双偶氮型的色普宽、可染色性和日晒牢度较好。使用蒽醌型染料产生的废水具有较高的色度。1．4印染废水的治理技术目前，国内的印染废水处理手段以生化法为主，有的还将化学法与之串联。国外也是基本如此。由于近年来化纤织物的发展和印染后整理技术的进步，使PVA浆料、新型助剂等难生化降解有机物大量进入印染废水，给处理增加了难度。原有的生物处理系统大都由原来的70％COD去除率下降到50％左右，甚至更低。色度的去除是印染废水处理的一大难题，旧的生化法在脱色方面一直不能令人满意。此外，PVA等化学浆料造成的COD占印染废水总COD的比例相当大，但由于它们很难被普通微生物所利用而使其去除率只有20％～30％。针对上述问题，近年来国内外都开展了一些研究工作，主要是新的生物处理工艺和高效专门细菌以及新型化学药剂的探索和应用研究。其中具有代表性的有：厌氧．好氧生物处理工艺、高效脱色菌和PVA降解菌的筛选与应用研究、高效脱色混凝剂的研制等。下面从物理法、化学法和生物法三个方面的评述着手，介绍目前印染废水的主要处理方法及研究的状况【1】口1．4．1印染废水处理的物理法——吸附法在物理处理法中应用最多的是吸附法，这种方法是将活性炭、粘土等多孔物质的粉末或颗粒与废水混合，或让废水通过由其颗粒状物组成的滤床，使废水中的污染物质被吸附在多孔物质表面上或被过滤除去。目前，国外主要采用活性炭吸附法(多半用于三级处理)，陔法对去除水中溶解性有机物非常有效，但它不能去除水中的胶体和疏水性染料，并且它只对阳离子染料、直接染料、酸性染料、活性染料等水溶性染料具有较好的吸附性能。Saitot等人的研究表明，活性炭的吸附率、BOD去除率、COD去除率分别达93％、92％平N63％，活性炭吸附能力可达到500mgCOD／g炭，污 第一辈文献综述水如先曝气，则会加快吸附速率。但若废水BODs>200mg／L，则采用这神方法是不经济的。吸附处理使用的吸{：{}}剂多种多样，工程中需考虑吸附剂对染料的选择性，应根据废水水质来选择吸附剂。研究表明，在pH=12的印染废水中，用硅聚物(甲基氧)作吸附剂，阴离子染料去除率可达95％～100％。高岭土也是一种吸附剂，研究表明经长链有机阳离子处理，高岭土能有效地吸附废水中的黄色直接染料。此外，国内也应用活性硅藻土和煤渣处理传统印染工艺废水，费用较低，脱色效果较好，其缺点是泥渣产生量大，且进一步处理难度大。1．4．2印染废水的化学处理法f11混凝法主要有混凝沉淀法和混凝气浮法，所采用的混凝剂多半是无机混凝剂，以铝盐或铁盐为主，其中以碱式氯化铝(PAC)的架桥吸附性能较好，而以硫酸亚铁的价格为最低。无机混凝剂对脱除印染废水中的染料有一定的选择性，如铁盐、铝盐主要以水解产物的屯中和及吸附作用将染料去除，因作用力较弱，故对分子量较大或胶态的染料有效，对分子量小、水溶性染料作用不佳⋯]。近年来，国外采用高分子混凝剂的日益增加，且有取代无机混凝剂之势，但在国内囡价格原因，使用高分子混凝剂者还不多见。据报道，弱阴离子性高分子混凝剂使用范围最广，若与硫酸铝合用，则可发挥更好的效果。混凝法的主要优点是工艺流程简单、操作管理方便、设备投资省、占地面积少、对疏水性染料脱色效率很高；缺点是药剂用量较大、运行费用较高、泥渣量多且脱水困难、对亲水性染料处理效果差。(2)氧化法臭氧氧化法在国外应用较多，一般认为，染料显色是由其发色团引起，如：乙烯基、偶氮基、氧化偶氮基、羧基、硫酮、亚硝基等。这些发色基团都有不饱和键，臭氧能使染料中所含的这些基团氧化分解，生成分子量较小的有机酸和醛类，使其失去发色的能力。所以，臭氧是良好的脱色剂。有研究表明，臭氧用量为O．88690，／g染料时，淡褐色染料废水脱色率达80％；研究还发现，连续运转所需臭氧量高于间歇运行所需臭氧量，而反应器内安装隔板，可减少臭氧用量16．7％。因此，利用臭氧氧化脱色，宜设计成间歇运行的反应器，并可考虑在其中安装隔板。臭氧氧化法对具有水溶性的多数染料能获得良好的脱色效果，但对以细分散悬浮一1n一 第一帝史献综述状存在于废水中的不溶性染料，如还原、硫化染料和涂料等脱色效果较差。从国内外运行经验和结果看，该法脱色效果好，但耗电多，大规模推广应用有一定困难。光氧化法是利用光和氧化剂联合作用时产生的强烈氧化作用，氧化分解废水中的有机污染物质，使废水的BOD、COD和色度大幅度下降的一种处理方法。光氧化法处理印染废水常用的氧化剂是氯气，有效光是紫外线，脱色效率较高，但设备投资和电耗较高，该技术不断在改进。如，光助Fenton法是近年研究较多的方法，对高盐度、高色度、高有机物浓度的染色废水的预处理和后处理都有很好的效果㈣；UV(ultraviolet)／超声辐射Fenton体系的工艺处理废水中染料Cuprophenyl黄RL，具有很高的脱色率[1”。用化学氧化和生物法处理纺织印染废水，Ledakowicz等人认为03／UV或03／UV／H202是最好的高级氧化工艺f“I。(3)电解法在电解槽内，当直流电经过电极通入电解质溶液时，两极间便产生电子的迁移，从而引起一系列的化学反应。电解法是一种综合性的废水处理方法，废水中的污染物质可借助不同的作用得以去除。电解对处理含酸性染料的印染废水有较好的处理效果，脱色率为50％～70％，但对颜色深、CODcr高的废水处理效果较差。对染料的电化学性能研究表明，各类染料在电解处理时其CODcr去除率的大小顺序为：硫化染料、还原染料>酸性染料、活性染料>中性染料、直接染料>阳离子染料。目前这种方法正在推广应用，如铁炭反应沉淀。铁炭反应的原理是铁或焦炭在印染废水中发生电化学反应，从而达到去除化学污染物、去除色度、提高絮凝效果的目的。大量试验结果表明：原水仅采用铁炭曝气处理，经过72h，可使污水的CODcr由2000mg／L降至200mg／L以下；铁炭曝气作为预处理，可有效降低后续生物处理的处理负荷；作为后处理，4～6h即可使出水达标，对比试验显示其作为后处理更有利于使出水达标。铁炭反应的致命弱点是容易结块、产泥量大、污泥处理困难、运行管理不便，如何在工程上克服这些弱点仍是今后的研究课题。1．4．3印染废水的生物处理法70年代以来，国内对印染废水以生物处理为主，占80％以上，尤以好氧生物处理法占绝大多数。生产实践表明，生物处理法具有处理效率高，运转管理费用低的优 第一章文献综述点，所以，近年来已成为废水二级处理的主要方法。从现有情况看，我国印染废水生物处理法中以表面加速曝气和接触氧化法占多数。此外，鼓风曝气活性污泥法、射流曝气活性污泥法、生物转盘等也有应用，生物流化床尚处于试验性应用阶段。但由于生物对色度去除率不高，一般在50％左右，所以当出水色度要求较高时，需辅以物理或化学处理。好氧生物处理对BOD去除效果明显，一般可达80％左右，但色度和COD去除率不高，尤其如PVA等化学浆料、表面活性剂、溶剂及坯布碱减量技术的广泛应用，不但使印染废水的CODcr达到1000～3000mg／L，而且BOD／COD也由原来的O．4～O．5下降到0．2以下，单纯的好氧生物处理难度越来越大，出水难以达标；此外，好氧法的高运行费用及剩余污泥处理或处置问题历来是废水处理领域没有解决好的～个难题。据资料报道，一般污泥处理或处置费用占整个污水厂费用的50％～70％(国外)，在国内也占40％左右。好氧生物法越来越难处理日益复杂和难生物降解的印染废水，基于上述情况，有人在原有处理工艺上提出改进，并且提出新的好氧生物处理工艺，如，生物铁法处理印染废水，ncoD比普通活性污泥法提高10～20％，具有良好的抗负荷冲击能力【1”，活性污泥浓度可达到6～89／L，但供氧量并不比普通活性污泥法多，剩余污泥反而少【16】。厌氧的主要处理构筑物是厌氧罐，FukunagaN．等人对传统消化罐作了改造，在罐内装填固定微生物，主要是专性产碱杆菌属。染料中的偶氮基因、三苯甲烷基因以及单氮基因聚合物，都能通过厌氧分解，通常在中温条件下进行(376C)，水力停留时间6h，主要含甲基红染料的污水颜色能完全去除。有研究表明厌氧处理丝绸印染废水，在HRT=1．0～1．1d，COD去除率74％～82％，脱色率分别为：黑色5l％、紫红色94％、玫瑰红96％、茄紫30％、大红55％。用UASB和管道厌氧消化器直接处理高浓度染料废水的中长期运行结果表明，废水中的色度和COD去除率分别稳定在80％和90％以上。为了探求高效、低耗、低投资的印染废水处理新技术，近年来在厌氧法与好氧法的结合方面进行了大量的试验研究，获得了很大的成功。此时与好氧法结合的厌氧处理已不是传统的厌氧消化，它的水力停留时间(HRT)一般为3～5h，只发生水解和酸化作用。这一工艺流程的提出主要是针对印染废水中可生化性很差的一些高分子物质，期望它们在厌氧段发生水解、酸化，变成较小的分子，从而改善废水的可生化性，．12． 第章义献综述为好氧处理创造条件。采用这一流程，较好地解决了PVA、染料的处理问题。这一流程的另一大特点足，好氧段所产生的剩余污泥全部回流到厌氧段，厌氧段有较长的固体停留时问(SRT)，有利于污泥厌氧消化，从而显著降低了整个系统的剩余活性污泥量。因此，厌氧一好氧系统中的厌氧段具有双重的作用：一是对废水进行预处理，改善其可生化性能，吸附、降解一部分有机物；二是对系统的剩余污泥进行消化。采用这一流程，目前主要开发了两种工艺：厌氧．好氧．生物炭接触工艺；厌氧一好氧生物转盘工艺。两种工艺在设备和工艺上各有特点。(1)厌氧一好氧一生物炭接触氧化工艺主要设计参数如下：调节池：HRT8～10h；厌氧池：HRT3～5h：好氧池：HRT6～8h；生物炭池：HRT1～2h。试验和实际应用表明，厌氧一好氧一生物炭流程在上述运转参数下，对于CODcr为800～1000mg／L的印染废水，处理效果完全可以达到国家排放标准，再稍加进一步处理还可回用，系统的污泥趋于自身平衡。目前已有多家生产厂采用该流程，运转时间最长的达5年以上，处理效果稳定，而且从未外排污泥，也没发现厌氧池内污泥过度增长。(2)厌氧一好氧生物转盘将厌氧生物转盘与好氧生物转盘串联起来，用于印染废水处理，也取得了好的效果。该工艺中厌氧、好氧各有污泥分离与回流装置，整个系统的剩余污泥全部回流到厌氧生物转盘。一是为了提高生物量，因而也缩短总的水力停留时间，二是为了将多余的活性污泥消化在系统内部。该工艺流程也是兼备固着生长和悬浮生长的特点。还可通过向转盘投加絮凝剂进一步提高COD去除率和脱色率。该流程对COD、色度等的去除率均达到70％以上。适当投加微量絮凝剂，测得CODcr、色度的去除率可提高15％～20％。进一步提高厌氧池中的悬浮污泥浓度也可以提高脱色率和COD去除率。但该工艺中转盘的会属构件有腐蚀现象，需进一步研究解决。1．5TA废水的治理技术碱减量废水含大量的烧碱和纤维水解物，具有污染物浓度高、碱性强等特点，虽然该股废水水量不大，只占总水量的5％hi右，但COD却占50％以上，若改废水直接与其他工序的印染废水混合进行生化等处理，将显著增加处理难度和运行费用，并 第章叟献综述且严重的还会使原有运行良好的印染废水生化处理系统崩溃而不能再进行『F常运行。因此，考虑到目前碱减量工艺的大量使用，宜采用的方法是将碱减量废水集中进行单独的预处理后，再与其它印染废水混合进行生化处理；或者将印染综合废水先经酸析预处理，去除对苯二甲酸后，再进行生化处理。由于目前国内对碱减量废水的预处理技术还不成熟，所以普遍采用的技术是后者。国外对碱减量废水通常采用物化法预处理后与其他废水一起进行生化处理，因为碱减量废水主要为对苯二甲酸钠和乙二醇，对苯二甲酸钠很难生物降解，且产生的COD很高，而乙二醇能完全被降解。因此在研究碱减量废水处理技术时，通常采用物化法进行预处理，把大部分难降解的对苯二甲酸钠去除后，再与其它废水混合进行生化处理。1．5．1TA废水的物化处理技术(I)酸析过滤法目前最常用的预处理方法是酸化过滤预处理法，亦称酸析法，是在碱减量废水中加入浓硫酸，把pH调至3左右后，使对苯二甲酸以难溶性白色沉淀析出，与废水分离的一种物化预处理方法。酸析过滤法处理碱减量废水的理论依据是：碱减量废水用酸中和使pH值达到3～5后，析出难溶性的白色沉淀物对苯二甲酸(TerephthalicAcid简称TA)，发生的化学反应式为：峨c母coo¨驯+一唧。廿㈣。I+：¨根据对苯二甲酸乙二醇酯的分子摩尔质量计算，对苯二甲酸占分子总量的80％，所以纯废水的COD理论值，经上述分离可去除80％，但要求上述反应的终点废水口H值达到3。酸析处理碱减量废水的实质就是将不可生化的对苯二甲酸钠去除掉，然后为碱减量废水的最终处理提供了良好的条件，同时析出的对苯二甲酸只要控制一定的条件，还可以加以回收利用，使其产生的效益来弥补运行费用，这就解决了碱减量废水的运行成本和污泥的二次污染问题，从而能经济有效地解决碱减量废水处理困难的问题。 第一帝立献综述经酸析预处理的碱减量废水与其它工序产生的印染废水混合，综合废水的pH值一般小于11，CODcr为1000mg／L左右，水质明显改善，然后再用生化、物化法进行处理，出水可达标排放。碱减量废水酸析预处理常见工艺流程图，见图1．4。碱减量废水删相对苯r|_『幢外运图1．4碱减量废水酸析预处理工艺流程但酸析预处理固液分离后，又须加碱中和而耗用大量酸碱，处理费用高，对处理设施腐蚀严重。同时，酸化产生的对苯二甲酸及其低聚物呈均匀的白色浑浊液，颗粒细小，沉淀性能差，过滤效率低，操作困难。因而难以在实际工程中应用，急待改进。有鉴于此，石宝龙等研制了一种新型复合无机盐混凝剂PCM对碱减量废水进行预处理，当pH=11～12，投药量为1000mg／L时，COD去除率可达75％以上，处理效果优于FeS04、PAC、A12(S04)3等传统混凝剂1171。实际运行中，有些工厂采用锅炉烟气处理碱减量废水，达到了以废治废的目的，其实质上就是利用酸析原理。许灵群等㈣研究了利用印染厂碱减量废水脱除烟气中S02，碱减量废水中含有大量的Na0H、对苯二甲酸钠等碱性物质，这些物质能与烟气中的S02反应，当pH<5时，对苯二甲酸大量转化为对苯二甲酸白色沉淀物而不断析出，pH值降至3左右，大部分对苯二甲酸已转化为对苯二甲酸沉淀物。(2)加药剂混凝法在碱减量加工中，聚酯纤维表面水解生成对苯二甲酸等，对苯二甲酸及其低聚物在强碱性废水中以钠盐的形式存在，带有～定的负电荷，具有水溶性。因此可以在碱减量废水中投加复合无机盐，如PCM、FeS04、PAC、A12(S04)3等混凝剂对碱减量废水进行预处理，能形成沉淀性能、脱水性能良好的絮体，而且絮体还有捕捉、吸附其它有机物的能力，然后再与其他废水混合采用常规方法处理，即可以达标排放。据有关PCM、FeS04、PAC,A12(s04)3处理碱减量废水的比较实验，实验结果是PCM处理该种高浓度有机废水去除效率最高，可达75％以上。PCM的主要作用机理在于生成不溶性金属赫、混凝、胶体氢氧化物的吸附和卷扫沉降作用，达到去除废水．I5一 第一市文献综述中的主要污染物的目的。PCM与废水中各种有机物的羧基形成不溶性和微溶性金属盐沉淀，改变其亲水性，并借助于气泡表面粘附，在气浮过程中分离。同时能与碱减量废水中低聚物分子的一oH、--COOH基团反应生成稳定的螯合物，并借助于PCM在高pH条件下水解产生胶体复合氢氧化物、羟基多核络合物及聚合物的粘结架桥作用产生絮凝，通过混凝作用与水分离。加之PCM在高pH条件下生成的胶体氢氧化物对碱减量废水中污染物分子的吸附和卷扫沉降作用，污染物阴离子基团通过电性中和容易成为胶体氢氧化物表面吸附的吸附点，且污染物分子中的～OH、一cOOH等基团亦可以氢键的形式参与吸附过程。因此结合气浮分离，对碱减量废水进行预处理，能够取得良好的效果。用PCM处理碱减量废水，可直接利用废水的碱性条件，具有不调pH值、处理效果好的特点；而用FeS04、A12(S04)3处理时，还得先将碱减量废水中的碱加酸中和后，再加药进行混凝沉淀。废水中的TA也可以用硫酸铁或三氯化铁在pH2～4或4～5．5时进行处理，加入聚丙烯酰胺使沉淀形成较大的絮团，易于沉淀、过滤及脱水，可提高去除率，TA的回收可达到90％以上㈣。采用本法可使COD值从几干mg／L降至500mg／L，TA由2000～30000mg／L降至50mg／L，出水经pH调节后可符合生化处理的进水要求[20,21】。1．5．2TA废水的生物处理技术(1)TA的生物降解性碱减量废水的特征污染物是TA，因此TA的生物降解性决定了生物法处理废水的优劣。Alexander等1221在1996年研究了微生物降解苯的单或双基团取代物，发现氯基(-CL)、磺基(．S03H)、硝基(-N03)等会抑制微生物的降解速度，而羧基(一COOH)、酚式羟基(．OH)可以促进微生物的降解速度，对比了羧基(．COOH)、酚式羟基(．OH)、硝基(-N03)、氨基(-NH3)、醚式氧基(．0一)、磺基(．SO担)和卤代基(一X)为苯环上的取代基时，对微生物降解速度的影响，结果表明羧基取代物是最易降解的，苯二甲酸异构体中rIA比MTA(邻苯二甲酸)更容易降解。Chcng等在1997年[23】证明在苯环上有功能团取代的物质中易降解的顺序如下：一COOH、一CHO、一CH，。由此可见TA能够被微生物降解，甚至作为唯一的碳源被降解，单或双基团取代基的苯类化合物中，TA可能是最易降解的化合物之一，单一菌种、混合菌种和活性污泥都可以．16． 第一章文献综述在好氧与厌氧条件下降解TA，好氧降解的速度比厌氧降解的速度要快得多‘“1。(2)TA的厌氧生物处理技术UASB(上流式厌氧污泥床)因为具有容积负荷大，COD去除效率高、反应器结构简单和操作方便等特点，应用的比较多，还有回流厌氧生物滤床AFB，复合厌氧反应器AHR等。MacarieH等采用UASB处理含TA的工业废水【25】：KleeTebezemR等则主张把UASB反应器改装成复合式厌氧反应器，便能大幅度提高TA的去除率【2⋯。厌氧降解TA是可行的，TA不会使活性污泥失活，但是厌氧处理的TA去除率较低，一般为40％左右，说明TA．在厌氧条件下较难分解。且厌氧法的启动时间较长，可能需要几个月，因此，现在一般采用两级或多级串联的联合工艺处理TA废水。沈东升等127】采用上流式厌氧污泥床(UASB)一间歇式活性污泥法(SBR)工艺处理碱减量印染混合废水，厌氧段COD去除率50％左右，色度去除率70％左右；好氧段COD去除率为867％，色度去除率10％。王淦[28】认为虽然碱减量废水还是可生化的，然而无论是好氧还是厌氧加好氧，COD去除率一般都在80％上下。生化处理的HRT一般在18～24h，如果再延长停留时间，COD去除效果的提高是有限的，出水CODc，在200mg／L左右是生化处理很难跨越的台阶。厌氧生物降解TA是可行的，一般情况下不会使活性污泥失活，但是TA较难分解，去除率较低，在40％左右。厌氧法的启动期较长，可能需要几个月。一些厌氧生物法处理TA废水的工艺实例示于表1．2。表1．2厌氧生物法处理含TA的工业废7j128040{200005250105002．2．2酸析机理碱减量废水中的TA是一种二元有机酸，在水中有分子态与离子态两种存在形式其溶解度与pH密切相关，电离平衡如下【36】：coow母coon—coo一廿coo‘川协，，coo一哥coo‘一‘。。母co。1一协：，当溶液的pH增大时，电离平衡向右移动，即分子态TA减少，离子态TA增加。20． 第二章碱减量废水酸析的实验酬究及效益分析因为碱减量废水pH>12，所以废水中的对苯二甲酸在碱性溶液中处于完全溶解状态，而且几乎全部以A2‘的形态存在废水中。但在酸性溶液中，电离平衡向左移动，离子态的TA减少，分子态的TA不断生成，废水中析出的难溶性的白色沉淀物就是对苯二甲酸TA。其反应如下：Na00c哥cooNa+2H+～oo母co。H|⋯a，沼，，由上述反应可知，控制不同的pH条件，对苯二甲酸的析出率也不同。2．2．3分析项目与方法CODcr：采用标准重铬酸钟氧化法一硫酸亚铁铵滴定；BOD5：标准稀释法：TA紫外分光光度法(见本章附录)，7520型分光光度计；pH：PHSJ一4A型离子活度计温度：Oxi330型溶氧仪吲。2。2．4实验方法含TA的碱减量废水取自碱减量工艺的生产废水，分别测定其CODcr、BOD5、TA等常规指标，然后以分批方式在500ml的烧杯中进行，在烧杯中分别加入10％的工业硫酸。在加酸的同时用六联搅拌器进行搅拌，析出白色沉淀TA，过滤，测定水中CODcr、TA等指标。2．3实验结果与分析酸析过程中，随着酸的加入，化学反应式(2．1)、(2．2)所表示的电离平衡不断的向左移动，分子态的TA不断地从废水中析出，以此消耗大量的酸。当pH>6．5时为第一阶段，随着酸的加入，pH下降很快；当4．O≤pH≤6．5时为第二阶段，随着酸的加入，pH缓慢下降，TA从废水中不断析出，至pH=4．0时的TA析出率在90％左右；当pH<4．0时为第三阶段，TA近于完全从废水中析出，加入的酸用于积累氢离子的浓度。阶段二消耗的酸量是阶段一的3．6倍，而pH下降很小，废水表现出对酸的很大缓冲能力。 第二章碱减量废水酸析的实验研究及效益分析2．3。l碱减量废水的COD与TA浓度的关系碱减量废水的COD与TA浓度的关系见图2-I。12i0壬8∞i6誊4卜2：01．--一一—-一一【————lO121416182022COD浓度(g／1)图2—1碱减量废水中的COD与TA浓度关系2．3．2TA在25"(2水中总溶解度与pH关系曲线TA在25℃水中总溶解度与pH关系曲线，见图2-2。图2-2TA在25℃水中总溶解度与pH关系2．3．3酸析pH值与废水COD去除率的关系碱减量废水加酸至pH=3时，酸析前后废水的COD及去除效率，见图2-3。-22．0ⅫE＼氅t弛 第二章碱减量废水酸析的实验研究及效益分析12345样品编号书进水COD}出水COD*COD去除率图2—3酸析前后COD的变化及去除率2．3．4酸析pH值与废水TA去除率的关系嚆5§；囊臻誊碱减量废水加酸至pH=3时，酸析前后废水TA大小及去除效率，见图2-4。2．4效益分析1210^-78№一6划迸4_20l2345样品编号—B一进水TA—争一出水TA—占一TA去除率IN2～4酸析前后TA浓度的变化及去除率959085錾80誊7570碱减量废水回收TA主要体现在环境效益和社会效益。从经济效益角度来看，主要有两个方面，一是降低废水处理成本，二是实施清洁生产回收TA所产生的附加效益。2．4．1经济效益分析(I)回收的对苯二甲酸产生的效益一23． 笫一章碱减量废水畦析的实验酬究及效益分析以典型的仿真丝碱减量废水为例：pH值为12，CODcr浓度为10000mg／L的l立方米碱减量废水需加入20kg硫酸，目前盛泽地区的硫酸价格为330元厂r，因此，每立方米废水需硫酸的废水为6．6元，产生的对苯二甲酸10kg(干物料)，对苯二甲酸的市场价为1200元／T，10kg对苯：：．甲酸可获得收入12元，利润3元。各个印染厂碱减量废水排放量及COD浓度不同，每个工厂每天大约可获得的经济效益为900～2100元。回收的IA进行加工后可用来生产绝缘漆的主要原料对苯二甲酸二甲酯(DMT)。在吴江每年大概能回收l5万吨对苯二甲酸，可生产1．8万吨DMT，年产值可达9400力元。近几年，我国生产的TA远远满足不了市场的需求，大半以上得依靠进口，而对TA的需求也逐年增长，因此碱减量废水回收的TA能够应甩于实际生产当中，那么回收就具有更大的价值。回收的TA可作为聚酯、胶衣、除草剂敌草索等的生产原料。(2)降低废水的处理成本碱减量废水经酸析去除1’A后，印染综合废水的可生化性提高，pH值降低，减少了调节pH值的费用，降低了处理废水的药剂费用，废水处理消耗的聚合氯化铝将减少20％左右。因此，降低了印染废水的处理成本。2．4．2环境效益分析盛泽地区的印染企业主要是以涤纶织物为主导产品，碱减量废水的COD占印染综合废水70％以上，而对苯二甲酸钠又占其中的80％，所以碱减量废水经对苯二甲酸回收，废水的COD值可降低45％以上，更重要的是使得印染综合废水的可生化性发生了质的变化，从而大大改善了出水出水，同时TA的回收利用，消除了污泥的二次污染。碱减量废水酸析处理，大大削减了对环境的污染，保护了盛泽地区的水资源，为企业生存打下了良好的基础。所以在印染企业中推行清洁生产，回收利用碱减量废水是减轻环境污染和污水处理厂负荷、降低出水COD的关键。2．4．3社会效益分析印染业属于高排污企业，碱减量废水的有效处理和达标排放有效的改善了最终排放到河道内的水质，从而缓解和解决与周边地区因水污染引起的矛盾，同时确保盛泽 第二章碱减量废水般析的实验例究发效益分析地区经济的可持续发展，解决劳动力的就业问题。2．5本章小结碱减量废水加酸至pH值为3时，析出白色物质TA，将rI、A过滤后，碱减量废水COD由原来的10000mg／L～20000mg／L降至1500mg／L～2600mg／L，CODcr去除率为75％以上，且B／C>0．4。酸析法回收碱减量废水TA的技术，给印染企业提供了有效治理废水的途径，随着酸析析出的1’A的去除，碱减量废水的CODcr浓度的大幅度削减，大大减轻了后续废水的生物处理负担，提高了废水处理的效率，降低了废水处理成本，减轻了印染企业的生产成本。在取得环境效益与社会效益的同时，使资源得到了循环综合利用，获得了可观的经济效益。这项技术的实际运用，将对印染企业今后的可持续发展创造了条件。附录：紫外分光光度法测印染废水的TA【38,39,40]一、实验原理利用一阶导数紫外分光光度法的原理，测254nm、256nm吸光度，计算出A254一A256与标样对比，从而测出废水中对苯二甲酸的浓度。本方法最大的优点是操作简便、准确度较高，可避免样品处理带来的误差。另外，通过测定废水中的对苯二甲酸，可以判断水质的情况，也可以判断污水处理过程中的生化效果。二、仪器和试剂紫外分光光度计：7520(_』2海)；对苯二甲酸：化学纯，北京市旭东化工厂：对苯二甲酸标准储备液(1000rag／L)：自制(精确称取O．10009对苯二甲酸溶于0．01mol／LNa0H溶液中，转至100mI容量瓶中，稀释至刻度)。三、准确度和精密度因为是直接测定，所以影响精密度的主要原因是仪器的波动误差。本方法的相对标准偏差最大为5，7％。加标回收率平均为97．4％。此方法最低检测线为0．6m∥L。三、校准曲线绘制对苯二甲酸标准使用液以蒸馏水逐级稀释而成，配制浓度分别为2mg／L、6mg／L、10mg／L、16mg／L、20mg／L、26mg／L、30mg／L、36mg／L的对苯二甲酸。以A254．A256．25 ——塑三主壁堡量些查竺堑堕壅堕塑壅丝墼垄坌塑的平均值为纵坐标，以对苯二甲酸的浓度c(m∥L)为横坐标，进行线性回归拟合，可得出TA的校准曲线方程为：C=00095A+0．0087，其中R2为0．9974。原始数据见附表1，线性回归拟合曲线见附图1。附表1绘制1、A标准曲线的原始数据————————————r—————————————————————————————————————————————一～TA浓度lI(mg／L)1026101620263036校正吸光度f00．03250．0665o．1o．1620．21050．2520．28950．346遄米督TA浓度(rag／L)附图1TA标准曲线四、水样测定步骤直接取印染废水于lcm石英比色皿中(含量高的样品适当稀释)，以蒸馏水为参比，分别测254nm和256nm的吸光度，求得A254-A2s6的平均值，由校准曲线方程求得样品中对苯二甲酸含量。-26453525}拦纛髹撼。 第三章废水生物处型实验部分第三章废水生物处理实验部分3．1实验工艺路线的确定碱减量废水经酸析预处理后与其它工序产生的印染废水混合，废水中仍残留对苯二甲酸钠盐、乙二醇及碱减量助剂等组分，如直接采用全程好氧法处理，则需要较长的曝气时间才‘能降解这些育机物。为了缩短生他处理时阅及提高COD去除率，本文采用水解酸化一好氧处理工艺，利用兼性水解菌、产酸菌将大分子带有苯环结构的对苯二甲酸等有机物酸化为小分子，易生物降解的组分，进一步提高废水的BOD／COD比值，有利于缩短后续好氧处理的水力停留时间。生物接触氧化法兼有活性污泥法和生物膜法的特点：①由于填料的比表面积大，池内的充氧条件良好。生物接触氧化池内单位容积的生物固体量高于活性污泥曝气池及生物滤池，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷；②生物接触氧化法不需要污泥回流，也就不存在污泥膨胀问题，运行管理简便；③由于生物固体量多，水流又属完全混合型，因此生物接触氧化池对水质水量的骤变有较强的适应能力；④生物接触氧化池有机容积负荷较高时，其F／M保持在较低水平，污泥产量较低【4“。鉴于生物接触氧化的上述优点，本文的好氧段采用生物接触氧化工艺。3．2实验工艺流程及装置2Ⅲ_一：．jIlI!j9。一一。，一-卜1号-7k解酸化反应器：2-2号水解酸化反应器；3一好氧反应器；4一沉淀池：5一进水；6-出水：7一剩余污泥；8一搅拌器；9-水解填料：10一好氧填料i1卜曝气管：图3—1水解酸化一生物接触氧化反应系统装置图本试验采取两级兼氧与一级好氧相结合的处理工艺，即A2／O工艺。该种工艺目一27-6一～田醴一一_|_l、。。一～，删I：『～．．1●。L。，L5- 第三章废水生物处理实验音6分前被广泛应用于印染废水处理，其工艺流程及实验装置见图31。实验装置选用厚6ram的无色有机玻璃材质制成。系统进水量由两台BTl00型恒流泵控制。反应器主体由6个尺寸为15cm×15cm×49cm的反应槽组成，有效水深33cm：每格的有效容积为7．43L：总容积为66．2L，有效容积为44．6L。反应器分两组并联运行，每组三格，6H两格为水解酸化池，后⋯格为生物接触氧化池，其后连接沉淀池。3．2．11号水解酸化反应器(A1)1号水解酸化反应器简称为Al。反应器中设置慢速搅拌器一套，转速为20r／rain，搅拌器采用螺旋式叶片，叶片总长12cm，宽5cm。其作用主要是使回流剩余污泥与反应器中的水解污泥充分接触并相互吸附。在此反应器中，废水从底部由提升泵打入，而系统产生的剩余污泥从反应器的上部加入。剩余污泥进入Al后迅速沉降到反应器底部，在搅拌器的作用下，与废水中的有机物一起，同水解产酸细菌相互吸附，此过程中，废水中大量的难降解有机物被回流的剩余污泥吸附而沉降到反应器的底部，这样一来有效地增加了这些有机物在装置中的停留时间，使其能够更容易与水解产酸菌相接触而得到分解。另外，沉降下来的剩余污泥在水解细菌的作用下，所含的细菌细胞被裂解，转化为可溶性的有机物进入水体，并随废水中有机物一起被微生物所分解。但是，由于A】中水解产酸细菌集中在反应器下部，所以主要发生的是剩余污泥和部分被吸附有机物的水解过程，废水中另一部分有机物以及部分剩余污泥溶出的大分子有机物未能进行水解反应而随废水进入后续反应装置。同时，剩余污泥菌胶团解体后产生的一些较小颗粒也随同水流进入到后续装置。因此，Al并不能大幅改善水质状况，其主要作用是对剩余污泥和部分难降解有机物进行水解，改善废水的生化性。3．2．22号水解酸化反应器(A。)2号水解酸化反应器简称为A2。反应器中设置两排共四束2Vol50．80型组合纤维填料，在池内布置间距80ram。此种填料由软性纤维束、高分子聚合塑料环片、支撑套管、中心绳组成，软性纤维束采用穿孑L固定方式均匀分布在塑料环片的周边，可有28 第二章废水生物处世安验部分效避免丝束脱落和中心结团的现象，I司时塑料环片中间雪花状针刺样结构有良史了的柿水作用。组合纤维填料的塑料环片直径为75mm，单片填料总直径为150ram，填料充填量为667片／n13，片问距离60ram。反应器中设置填料的主要作用是作为微生物的生长载体，并兼有截留悬浮物的作用。该反应器中，均匀分布着片状填料，填料表面生长着均匀的生物膜，在缺氧的环境下，其微生物主要为水解细菌和产酸细菌。Al的出水进入该反应器，在填料的空隙间缓慢流过，废水中所含的有机物及悬浮物同生物膜相接触而被吸附，其停尉时间被大大延长，从而被缓慢分解。在此过程中，AI中未能被分解的大分子有机物和小颗粒悬浮物得到水解，转化为小分子的脂肪酸，并重新释放到溶液中，为后续的好氧处理创造了良好的条件。3．2．3好氧反应器(0)好氧反应器简称为A2／o中的O。好氧反应器采用生物接触氧化工艺，其中设置组合纤维填料，与水解酸化池一致。好氧反应器中采用此种填料除有良好的布水作用外，还能起到良好的布气作用。好氧段的曝气量均由一台ACO系列电磁式空压机供给，并分别由一台L2B一4型转子流量计调节气水比。反应器底部均匀布置四个多孔砂：笛曝气头，曝气头通过风管连接空压机。空压机将空气压进反应器，形成微小的气泡，为反应器微生物的生命活动提供氧。通过调节流量计将气水比控制在25：1，在此条件下反应器中的溶解氧保持在4．0mg／L左右。好氧微生物生长于填料的软性纤维束上，形成密实的生物膜，并随填料均匀分布于反应器中。通过曝气产生的空气搅拌作用，生物膜中的微生物同废水和氧气充分接触，对废水中水解酸化产生的小分子有机物进行进一步降解，在有氧的条件下，将它们彻底分解为C02、H20等无机物。在降解有机物的过程中，部分生物膜很快衰老，同填料纤维的附着力减小，并在水力冲刷作用下脱落，脱落的生物膜进入水体，并随废水流出反应器。另外，好氧反应器中还有部分悬浮的絮体污泥随废水流出，同脱落的生物膜一起形成剩余污泥。好氧反应器主要是对印染废水进行深度处理，将废水中的小分子有机物彻底转化为无机物，以实现达标排放。同时，采用生物接触氧化工艺有耐冲击负荷能力强、剩余污泥量少、无需污泥回流、以及运行管理方便等优点。，29． 第二章披水生物处型实验部分3．2．4沉淀池采用中央进水的竖流式沉淀池，其尺寸为12×12×32cm，有效水深20．5cm，泥斗高度15cm，有效容积3L，泥斗容积0．7L。沉淀池以有机玻璃制成，池体中间设置中央导流筒，导流简直径25cm，总长27cm。沉淀池起泥水分离的作用。废水经两级缺氧一级好氧处理后，顺导流筒进入沉淀池，其水力停留时间两小时左右，废水中的悬浮物沉降到泥斗中形成剩余污泥。最终，废水与污泥分离，水经沉淀池上部的溢流堰排放出系统，而剩余污泥从泥斗底部排出，通过HL．1型恒流泵将剩余污泥回流至Al，进行系统内污泥的减量处理。3．3实验废水印染废水有着成分复杂、水质变化大的特点。如果采用实际印染废水进行试验研究，可能会因为试验过程中水质的波动造成试验数据的紊乱，从而给分析结果带来偏差。因此，为了尽量创造稳定的试验条件，避免水质波动带来的影响，试验废水采用人工模拟碱减量(酸析过滤后)．印染混合废水。本课题主要是研究TA的降解性能，因此实验废水中的TA、染料的浓度基本不变，其贡献的COD变化也就不大，剩余COD由葡萄糖提供。选用涤纶仿真丝印染行业常用的两种有代表性的染料分散兰和分散橙，它们是涤纶染色的两个主色品种。模拟废水组成及浓度，见表3．1。表3-l模拟废水组成及浓度(mg／L)成分浓度成分浓度TA264EC(纯乙二醇)90NaOH268葡萄糖278．32BLN(分散蓝)64RL(分散橙124KH2P0428FeCl33．33CaCl26尿素33．3MgS04·7H2020Mn$04·7H206印染废水中的分散蓝2BLN[42】属于葸醌型染料，是低温型分散染料。色光鲜艳，匀染性好，有趣好的提升力和着色力，耐晒牢度优异，拼色性能好。是我国生产历史，30 笫三章废水生物处理实验部分较久，深受广大群众欢迎的品种。深蓝色粉末，溶于乙醇、毗啶和丙酮等有机溶剂。主要用于涤纶和混纺的染色。其分子结构式为：“H20OH分散橙4RL又称分散橙5R，属于偶氮染料，橙红色均匀粉末，主要用于涤纶及其混纺织物的染色。其分子结构式为：洲一oH—o舻oTA(对苯二甲酸)不溶于水，需将其溶于NaOH溶液中，TA以对苯二甲酸钠存于碱溶液，再添加到废水中。其发生的化学反应如下：咖c—o—co¨地。w一Ⅲoc-O--C00一aⅧ：。另外，模拟废水还按100：5：1的碳氮磷比，添加了葡萄糖、尿素、磷酸二氢钾等微生物所需的营养成分，另外还添加了FeCl3、CaCl2、MgS04-7HzO、MgS04·7H20等微生物进行生命活动所必需的微量元素。按照以上组成和浓度配制的印染废水，其水质基本情况如表3。2。表3．2模拟废水水质水质CODcrBODs色度TA指标(mg／1)pH(倍)(mg／L)浓度790850400～4509．0—10．5400～500250—275分析方法标准重铬酸钾标准稀释玻璃电极稀释倍数紫外分光光度3．4实验装置的启动在工艺装置及设备准备妥善后，我们对系统进行运行启动。运行启动的最好方式是从现有的生物处理设备中取柬大量污泥加以驯化，如果靠设备本身来积累，投产期则将会长的多。为了缩短污泥驯化时间，实验启动时，采取水解酸化池和生物接触氧化池分别驯化的方式。擀 第三帝版水生物处理实验部分下面介绍对各操作单元进行生物污泥接种和驯化的启动过程。3．4．1A，的污泥接种与启动Al中的菌种主要是兼性的水解菌和产酸菌，它们的生长繁殖速度较快。实验污泥取自天山污水处理厂的二沉池回流污泥。此种污泥针对蛋白质、聚合糖等大分子有机物有良好的生物降解能力。在进行培养驯化前，对A，进行一次性的污泥投加，投加污泥的含水率为95％，投加量为反应器容积1／10。反应器接种后采用模拟废水直接启动，并通过加热棒控制水温在30℃。在309C、搅拌的条件下连续运行，以CODcr浓度为800mg／L的模拟印染废水直接启动，控制水流速度0．62L／h，水力停留时间12h。运行初期出水混浊，悬浮物较多，大量的菌种被淘汰洗出。运行12～15d后出水较清澈透明，CODcr和色度的去除率基本稳定在40％左右，污泥培养成熟。培养成熟的水解污泥外观呈黑色，结构密实，污泥絮体呈球状，有较好的沉降性能，镜检无原生动物。反应器中平均污泥浓度为4．29／L，污泥基本沉降在下部，污泥层厚度在10～15cm之间。另外，反应器中还有小部分污泥上漂，上漂的污泥在水面形成薄薄的～层覆盖层，这一污泥层能够隔绝外界空气，为反应器中微生物创造良好的缺氧环境，使反应器中溶解氧保持在0．03mg／L左右。3．4．2A：的污泥接种与启动A：中的主要菌种同样是兼性的水解菌和产酸菌。实验污泥取白天山污水处理厂的二沉池回流污泥。接种前，先在反应器中布置好填料，然后向其中加入3L接种污泥。反应器接种后，采用先好氧挂膜再缺氧驯化的方法进行启动。将模拟废水注入已加入污泥的反应器中，注满容器体积的2，3，并使用自来水进行稀释，使反应器充满，然后对其进行充氧曝气，每次曝气20h后静止4h，使微生物粘附并固定在生物膜上。另外，每24h将反应器中1／3的溶液取出，并补充入模拟废水。3d后，填料软性纤维上已附着上很薄的一层生物膜，此时停止曝气，改为动惫驯化，将A2与A1串连，直接以A-出水培养菌种，控制水力停留时间12h。驯化过程中，填料上的微生物量不断增加，生物膜逐渐加厚，但同时，一些菌种被淘汰，在水力冲刷作用下流出反应器。．32． 帮三章废水生物处理实验部分10～12d后，反应器出水也已清澈透明，CODcr和色度的去除率稳定在30％左右，同时生物膜已完全覆盖填料纤维表面，形成密实的生物膜，说明污泥驯化成功。培养成熟的生物膜呈黑色，厚度较薄，约1mm，但附着密实，经测定生物膜污泥浓度为10．49／L。另外，反应器水面上同样形成有污泥覆盖层，使反应器中溶解氧保持在0．04mg／L左右。3．4．30的污泥接种与启动好氧污泥亦取自天山污水处理厂的二沉池回流污泥，将其加入挂有填料的反应器中，接种污泥量为3L。污泥的培养仍然采用先闷曝挂膜再动态驯化的方式。首先向反应器中加入约为容积1／2的模拟废水，并用自来水注满容器，然后进行充氧曝气，每次曝气20h后静止4h，使微生物粘附并固定在生物膜上。另外，每24h将反应器中l／3的溶液取出，并补充入模拟废水。3d后改为动态驯化，将O与A2串连，以A2出水培养菌种，控制水里停留时间8h，同时保持持续曝气状态，气水比控制在25：1左右，使溶解氧维持在4．0mg／L左右。在溶解氧和食料(有机物)充足的条件下，微生物的繁殖十分迅速，填料上的生物膜逐渐加厚。约15d后，生物膜已完全覆盖填料纤维表面，形成厚实的生物膜，膜厚度达到2．0mm左右。培养成熟的生物膜呈灰黑色，镜检时发现生物种群中大量的菌胶团，另外可见生物相中占优势的原生动物以固着性的纤毛虫为主，如钟虫；也有游泳性的纤毛虫、如草履虫和漫游虫。此时，O对COD。，和色度的去除率达到70％以上，表明驯化挂膜成功。好氧反应器污泥驯化完成后，实验系统处于连通状态，各反应器对有机物的降解均达到了应有的效率，据此可认为污泥驯化和反应器的启动完成，实验进入稳态运行。3．5有机物生物降解基本原理3．5．1有机物的厌氧生物降解在厌氧生物处理方面，早在三十年代，人们就已经认识到其有机物的分解过程分为酸性(酸化)阶段和碱性(甲烷化)阶段。1967年，Bryant的研究表明，厌氧的两段模式过于简单，提出了厌氧发酵的四个阶段(或三个阶段)理论Ⅲ一“，⋯： 第二章废水生物处理*验部‘’第一阶段为水解阶段：复杂的大分子有机物被胞外酶水解为小分子的溶解性有机物。水解性细菌或发酵细菌使纤维素、淀粉等碳水化合物水解成糖类。蛋白质水解成氨基酸等。第二阶段为酸化阶段。溶解性的有机物由兼性或专性厌氧菌转化为有机酸、醇、醛和C02、H2。例如，糖类分解成丙酮酸，氨基酸经脱氨基形成有机酸及氨。有机酸类还进一步降解形成各种低级的有机酸，如乙酸、丙酸、丁酸、长链脂肪酸和乙酸等。有时，人们将第一阶段和第：二阶段合称为第一阶段水解酸化。第三阶段为产乙酸阶段。产乙酸产氢细菌利用前阶段所产生的各种有机酸分解成乙酸和氢气，有时还有C02产生。第四阶段为产甲烷阶段。由产甲烷细菌利用乙酸、C02和H2或其他一碳化合物产生甲烷。以上的过程可以用图3—2表示：r——————————-1I塑塑塑IJ水解酸化阶段l发酵性细菌脂肪酸(丙酸、丁酸、乳酸等)、醇类乙酸产乙酸阶段『产氢产乙酸细菌H2+C02——N竺三三竺箩夕—一产甲烷阶段‘产甲烷细菌广——二_———]lCH4I图3．2厌氧消化四阶段过程厌氧生物处理具有负荷高、占地小、剩余污泥量小、营养物需求量小、回收能源等一系列优点。但是微生物完成以上四个阶段需要较长的时间，而且甲烷细菌是专性厌氧细菌群，它对pH、温度要求很严格，另外，每种甲烷细菌只能代谢特定的产物，且其世代时间长(4—6天繁殖一代)。这样就造成了厌氧工艺停留时间长、环境条件控制复杂、以及受水质波动影响较大的缺点。．34 第二蒂泼水生物处理实验部分另外，从有机物厌氧分解的四个阶段来看，厌氧生物处理工艺对难生物降解有机物处理的优越性主要在于水解和酸化阶段。因此，可以把水解阶段和酸化阶段从整个厌氧过程中分离出来，利用其水解能力强的特点，将大分子难降解的有机物转化为较易降解的小分子有机物，这样一来，既可以改善废水的可生化性，又可以避免厌氧生物处理中的缺点。3．5．2水解酸化机理水解酸化工艺是指将水解阶段和酸化阶段从厌氧的整个过程中分离出来，利用水解菌和产酸菌，将大分子、难降解的有机物降解为小分子有机物，悬浮和胶体状有机物水解成可溶性物质。此工艺的广泛应用起源于厌氧生物处理技术。(1)水解过程水解可定义为复杂的非溶解性的聚合物被转化为简单的溶解性单体或二聚体的过程，如淀粉在水体中被水解为葡萄糖，蛋白质被水解为二肽或氨基酸等。水解反应发生后，有机物分子的极性和溶解度等都会发生变化。常见的水解反应式可写成以下形式：R—X+H20—一R—OH+X一+H+(3-1)式中：R表示有机物分子的主体碳链，X表示分子中的极性基团。水解速度可由以下反应动力学方程表示：idC=女，c(3—2)式中：C为可降解的非溶解性底物浓度(∥1)，k，为水解反应速率常数(d_1)。有机物的水解反应符合一级反应动力学。对上式积分得：C=Coe一‘。(3—3)式中：Co为非溶解性底物的初始浓度，水解过程的进行取决于k，的大小，影响k，的因素有许多，主要有水解的温度、pH值、停留时间、有机质成分以及水解产物的浓度等。另外，水解细菌利用胞外酶催化水解反应，而胞外酶能否直接与反应的底物接触，是决定水解反应能否进行的关键，因此，不溶性有机物在水中存在的颗粒大小也会对水解速率产生重大影响。但是，水解反应速率系数与这些因素的关系复杂，并且有很多尚不清楚的地方，不能建立直接的相关关系，通常只是知道某种有机物在某．35 第三荦废水生物处理实验部分种条件下的反应速率。根据上述反应动力学方程，反应速率系数与底物浓度的关系是确定的：lnC=InC"0一女，f(3-4)k，=In(co—Inc)／t(3-5)(2)酸化过程有机大分之经过水解反应后，进一步的反应就是酸化发酵。酸化发酵可定义为有机化合物既作为电子受体也是电子供体的生物降解过程，在此过程中，溶解性有机物被转化为以挥发性脂肪酸为主的末端产物。酸化过程是由大量的、多种多样的发酵细菌完成的，这些微生物以梭状芽孢杆菌和拟杆菌为最主要的种类，它们能在恶劣的环境条件下存活。酸化的末端产物的组成取决于厌氧降解的条件、底物种类和参与酸化的微生物种群。以糖作为底物时，酸化的产物以丁酸、乙酸、丙酸等为主，二氧化碳和氢气是酸化的附属产物。而以氨基酸为底物时，其酸化产物主要为丁酸、乙酸、丙酸等，附属产物除T2氧化碳和氢气外，还有NH3和H2S。由于氨基酸的降解能够产生NH3，因此这一过程会影响到溶液中的pH值。NH3的存在非常重要，它是微生物的营养，细菌利用氨态氮作为其氮源。酸化发酵过程中会产生质子，而大多数发酵细菌可以利用这些H+，H+的有效去除使微生物产生更多的供其氧化并从中获得能量的中间产物。质子的利用有两个途径，其一是使用自身的代谢产物，例如形成乙醇；另一途径则是在氢化酶作用下把质子转化为氢气。在酸化发酵阶段，较高级的脂肪酸会被断链降解。这些脂肪酸分子的生物降解遵循8氧化机理迸行。在其降解过程中，脂肪链羧基末端的两个碳原子脱下，形成分子更小的脂肪酸和乙酸。对于偶数个碳原子的脂肪酸，逐次降解，形成乙酸；而对含奇数个碳原子的脂肪酸，最终要形成一个丙酸。从此过程可以看出，在酸化发酵阶段，已经有～部分乙酸生成，但是由于反应底物的结构和性质特点，在酸化的过程中还会生成丁酸、丙酸、乳酸等。由于脂肪酸的降解，会使pH下降，因此酸化过程有足够的缓冲能力，其在pH值下降到4时仍可以进行。(3)水解酸化工艺水解酸化工艺就是通过控制水力停留时间，使反应进行到第二阶段的完成时为．36． 第二三章废水生物址理实验部分止，从而将水解阶段和酸化阶段从厌氧的整个过程中分离出来。在水解酸化的控制上，主要是利用产甲烷菌与水解菌、产酸菌生长速度不同的特点，控制系统的水力停留时间，利用水不断流动的淘洗作用，造成产甲烷菌在反应器中难以繁殖的条件，从而将水解菌和产酸菌保留在反应系统中。水解菌和产酸菌多属异氧型兼性细菌，它们既能在有氧条件下生长，又能在无氧条件下利用有机物作为碳源进行无氧呼吸。同时，它们对pH值、有机酸以及温度等环境因素的适应性很强，世代时问短，数分钟到数小时即可繁殖一代。水解反应和酸化反应进行得相对较快，一般难于将它们分开，因此此工艺统称为水解酸化工艺。在工艺的反应过程中，大量微生物将进水中呈颗粒与胶体状有的机物迅速截留和吸附，这是一个快速的物理过程，只需几十秒就能进行完全；被截留下来的有机物吸附在水解污泥表面，被缓慢分解；此时有机物在系统中的停留时间取决于污泥停留时间，与水力停留时间无关。同时，在反应过程中，微生物会分泌一些体外(或者胞外)酶，当不溶性有机物被微生物细胞吸附后，胞外酶与大分子有机物发生作用，使有机物在物理和化学特性上发生变化，从而被分解为小分子有机物。这些小分子的水解产物能够溶解于水，并透过细胞膜进入微生物细胞体内，在～系列酶促反应的作用下进行代谢，被转化为更为简单的化合物，然后再释放到细胞体外。因此，水解酸化具有很强的难生物降解污染物质降解能力，但是水解酸化一般不单独用于废水处理中，而是作为一种预处理工艺。它的作用主要在于将大分子、难降解的有机物降解为小分子有机物，悬浮和胶体状有机物水解成可溶性物质，从而提高污水中溶解有机物和可生化降解有机物所占的比例，为后续处理创造有利条件。水解酸化工艺既放弃了厌氧反应中反应时间长、控制要求条件高的产甲烷阶段，同时将有难生物降解有机物处理优越性的水解阶段和酸化阶段保存下来，使反应器中产生在好氧条件下难以发生的生物化学反应。因此，与完全厌氧工艺和传统好氧工艺相比，它具有以下特点：●抗冲击负荷能力强，有较高的SS、BOD、COD、COL去除能力：●受温度、pH等环境因素影响较小，操作管理方便：●剩余污泥产量少，且脱水性能好；·不需要严格的厌氧条件，且不需要能耗，投资运行成本低。(4)污泥的减溶化 第三章废水生物处理实验都分水解酸化工艺将水解阶段和酸化阶段从厌氧的整个过程中分离出来，利用一群兼氧细菌在微氧的条件下，以N03一、N02一、s042。中的氧作为电子授体，废水中有机碳作为电子供体，进行无氧呼吸，将大分子、难降解的有机物降解为小分子有机物，从而转化B／C，改善废水的可生化性。剩余污泥是由有机质构成的，但是具体到其有机组成，就必须分析剩余污泥中主要组成部分细菌的结构特点。细菌是单细胞生物，其细胞由细胞壁、细胞膜、细胞质、以及细胞核质等构成。细菌细胞壁主要是由肽聚糖组成的，它主要用来包含细胞物质、维持细菌形状、以及保护体内原生质免受渗透压引起破裂：肽聚糖属于聚合物，其分子形成纵横交叉的一个网状结构，肽聚糖中的任何键的断裂都有可能使肽聚糖对细菌的保护作用丧失，从而使细菌破裂，细胞内含物质流出。在细胞壁外围有一层多糖类物质称为荚膜，同样对细菌细胞起保护作用。另外，在细胞壁内还有一层细胞膜，它主要由蛋白质和磷脂组成。在这三层物质的包围下是细胞内含物质，细胞内含物质比较复杂，包括核糖体、细胞核以及颗粒状内含物等，这些物质的主要化学成分为蛋白质。总体上说，细菌细胞内含有80％的水和20％的干物质，干物质中碳元素约占53．1％、氧28．3％、氮12．4％、氢6．2％，所以细菌细胞的化学式常写为CsH7N02。从剩余污泥的活性组成以及其中细菌的细胞结构组成我们可以看出，剩余污泥是一种活体物质，其绝大部分组成是有机质，所以可以被微生物降解。例如，细菌在内源呼吸的自身氧化以及剩余污泥的好氧厌氧消化都是这～有机质的生物降解过程。细胞原生质c5H7N02同样是大分子有机物，也一样会被兼氧细菌分解。若把污泥厌氧装置打开，与大气层相接触，则可以有效形成水解酸化环境，利用一群世代繁殖时问短、适应性强的兼性水解、产酸细菌将剩余污泥中的细菌菌体外多糖粘质层水解，把细菌的细胞壁打丌，并将大分子的细胞物质C5H7N02降解为两个碳、三个碳的小分子物质，从而将颗粒状COD转化为溶解态COD，实现污泥减量。从理论上分析，采用水解酸化工艺进行剩余污泥减量具有很强的可行性。因此，本试验将印染废水处理工艺的二沉池污泥进行回流至水解酸化反应器进行污泥减溶化。目前，印染废水的处理以生化方法为主，其中尤以水解酸化一好氧工艺应用的最为广泛，是大多数印染废水处理厂的首选工艺。将该系统产生的剩余污泥回流，随废水一起进入水解酸化池，以期在水解产酸细菌降解废水中有机物的同时，对剩余污泥进行消化，进而达到污泥减量化的目的。 第三章废水生物处理实验部分与已有的剩余污泥减量化工艺和传统污泥处置方法综合比较后，可以看出将剩余污泥回流废水处理系统的水解酸化阶段进行减量的方法有以F一些优点：·水解酸化工艺在水处理领域已经比较成熟，有着较好的理论基础；·水解酸化工艺的控制条件少，可操作性强；●水解酸化过程中主要的微生物为水解菌和产酸菌，均为兼性细菌，不需要严格的厌氧条件、驯化培养时间短；·水解酸化工艺具有抗冲击负荷能力强的特点，对于回流剩余污泥造成的有机负荷有较强的适应能力；·更重要的是，此工艺利用废水处理系统本身的水解酸化阶段对剩余污泥进行减量，无需增加任何工艺设备，大大地降低了投资和运行成本。3．5．3生物接触氧化法处理机理附着在填料表面的生物膜对废水的净化作用，见图3．3。填料有机物o，Co，无机物有机酸等图3．3生物膜对废水的净化作用最初，稀疏的细菌附着于填料表面，随着细菌的繁殖逐渐形成很薄的生物膜。在溶解氧和食料(有机物)都充足的条件下，微生物的繁殖十分迅速，生物膜逐渐加厚。生物膜的厚度通常为1．5～2．0ram，其中外表面到1．5ram深处为好氧菌，1．5ram深处到内表面与填料壁相接的部分为弱厌气菌。废水中的溶解氧和有机物扩散到生物膜内为好氧菌利用。但是，当生物膜长到一定厚度时，溶解氧无法向生物膜内扩散，好气菌死亡、溶化，而内层的厌气菌得以繁殖发展。经过一段时间后，厌气菌在数量上也 第三章废水生物处理实验部分开始下降，加上代谢气体的逸出，使内层生物膜出现许多空隙，附着力减弱，终于大块脱落。在脱落的填料表面上，新的生物膜又重新生长发展。实际上，新陈代谢过程在氧化池生物膜发展的每一个阶段都是同样存在的，这样就使其去除有机物的能力保持在一个水平上。生物接触氧化法的固定生物膜与一般的生物膜不同。在氧化池中采用曝气方式，不仅提供较充分的溶解氧，而且由于曝气搅动加速了生物膜的更新，从而更加提高膜的活力与氧化能力。另外，曝气会形成水的紊流，使固着在填料上的生物膜可以连续地、均匀地与废水接触，避免反应池中存在的接触不良的缺陷。对于接触氧化池的单池(或单格)来说，其流态是一种混合型。3．6有机物的微生物降解途径研究从有机物能否被厌氧微生物吸收利用角度出发，可大致把存在于废水中的有机物分为3类：一是可生物降解有机物；二是难生物降解有机物：三是不可生物降解有机物。废水中葡萄糖、乙醇是极易生物降解的有机物，大多数染料是不易生物降解有机物，TA不易厌氧生物降解，但在好氧微生物的作用下属于易生物降解有机物。3．6．1葡萄糖的降解葡萄糖是微生物最重要的营养物质，它在细胞内的转化是先经过不同途径生成丙酸酮，然后随参与代谢的微生物种类和环境条件不同进一步转化为不同的产物。最后被产氢产乙酸细菌进一步降解为乙酸和氢气，乙酸又被进一步厌氧转化为甲烷和二氧化碳。3．6．2乙二醇的降解1967年，Bryantl47】发现乙二醇在厌氧微生物咐作用下，转化为甲烷，这个过程由两种共生菌共同参与完成的。其中一种微生物即产酸细菌把乙醇转化为乙酸和氢气，而另一种微生物即产甲烷菌利用氢气把二氧化碳转化为甲烷。．40． 第三荦泼水生物处理实验部分3．6．3分散染料的降解有机污染物的生物可降解性决定于有机污染物的分子结构特征。关于染料的分子结构特征对其生物可降解性的影响，仅少数人在某些方面作过初步探讨。Toshihikoogawa【4s]等测定了不同分子量的染料的细菌降解作用，认为染料的分子量对细菌降解染料的作用有较大的影响。并指出，染料分子量越大，其生物降解性就越差；相反，染料的分子量越小，其生物降解性就越好。Urushigawa[461等在观测了细菌对不同结构的染料脱色效果差异后指出，染料芳环上取代基的种类对其细菌降解作用有较大的影响。染料结构中带有羟基、氨基和胺基取代基时，染料就容易被细菌降解；染料结构中带有甲基、甲氧基、磺酸基、羧酸基和硝基时，则不易被细菌降解。Mecke指出，细菌对不同偶氮染料还原能力的差异，部分是由于染料透入细胞膜的速率不同所致。Wuhrmann也指出，细菌对染料的脱色率的高低，主要决定于细胞膜对染料的吸附能力和染料的跨膜运输能力。这些设想在某些实验中曾得到了证实。Toshihikoogawa的实验表明，分子量小的偶氮染料，由于其分于体积校小，便于透过细菌细胞膜被降解，而分子量较大的染料，则由于分子体积相对较大，不易透过细脑膜，导致降解速率的缓慢。因此他认为，酸性染料、分散染料易于被细菌降解，可能就是因为其分于量较小、分子体积小、易于胯膜之放。Hitz也得出了同样结论。另外，Michacls等在不问结构的偶氮染料的细菌吸附(吸着)能力和柒料的脱色水平之间进行了比较试验，其结果表明，结构中带有氨基、胺基和羟基的偶氮染料，由于其易于被细菌细胞膜吸附，因而容易被细菌降解：而带有甲基、甲氧基的染料则不易被细菌吸附而难于降解。Urushigawa也指出，由于磺酸基和羧酸基有较强的亲水性，因而不易被细菌吸附和跨膜。因此带有碳酸基和羧酸基的偶氮染料其细菌降解性就要明显地低于带有羟基、氨基和胺基的偶氮染料[46】。因此，废水中的偶氮染料分散橙4RL属于容易被微生物降解的有机物。染料芳环上取代基的位置与其偶氮双键附近的电子云密度有关。Exnor认为偶氮染料还原速率的差异与邻近取代基团对苯环的影响有关。Valker也认为，决定染料还原速率的主要原因之一，是偶氮染料的取代基对偶冤双健影响。他认为，偶氨双键附近的电子云密度越高，偶氨双键就越牢固越不易被切断，还原速率越慢。相反，偶氮双键附近的电于云密度越低，则染料越易被降解。因此，本研究认为，取代基的位置列其生物降解性的影响，可能与其偶氮双键附近的电子云密度有密切的关系。而且，．4f一 第三章废水生物处理实验部分当双键附近存在氨基和羟基时，它们就可能与偶氮双键中的氮形成氢键，从而更加剧了偶氮双键的牢度，使偶氛键附近有氨基和经基的偶氮染料不易被藻菌共生系统所降解。但羧酸基的位置对其生物降解性影响不符合以上的假说，尚有待于进一步研究。3．6．4TA的降解据有关研究表明，对苯二甲酸TA在与微生物接触的初期，对微生物的生长没有表现出促进作用，但也没有毒害作用，经过进一步的驯化，微生物适应了1A，并能以TA作为唯一碳源和能源。在微生物与TA接触的最初20多小时内，TA的生物降解平均速率远小于葡萄糖的生物降解平均速率，这说明微生物用1’A作为碳源需要一段的驯化时间。但一旦微生物被驯化，微生物便表现出强烈的生物降解能力，当TA与微生物的接触时间达到35小时时，TA的平均生物降解速率与葡萄糖的平均生物降解速率已相当接近：达到53小时时，两者的平均降解速率基本相等，以后它们的生物降解曲线基本重合。这说明TA与葡萄糖具有相同的最终生物降解程度和最终平均生物降解速率【481。众多研究表明，TA可以被多种微生物分解【49<21，而且可以作为某些微生物的唯一碳源而被降解【53~561。降解TA的微生物有革兰氏阴性甲单胞菌属、产碱杆菌(Alcaligenessp．)、棒状杆菌(Corynebacterium)、芽孢杆菌(Bacillussp，)、节杆菌(Arthrobactersp．)、革兰氏阴性杆菌、阳性杆菌、甲烷八叠球菌及索氏甲烷丝菌【47J等。有些微生物在好氧和厌氧条件下都能降解TA。这些微生物广泛存在于土壤、河流、堆肥于废水处理厂的活性污泥中。1A在厌氧条件下较难降解，而在好氧条件下易被微生物降解，属于好氧型有机污染物，降解速率可由Michaelis．Menton方程与Monod方程表达【55,561。好氧微生物降解TA的途径为：TA一3．羟基对苯二甲酸一问羟基苯甲酸一原儿茶酸，原儿茶酸的开环降解途径则早己被证明，见图3-4。环裂．．．一，三羧酸循环—一’cot，H￡0图3-4好氧微生物降解TA的途径．42 第三章废水生物处理实验部分厌氧微生物降解TA的途径有两科r15”：一是加氢反应，形成烷基苯，以环烷烃形式分解；二是脱羧为苯甲酸，以含氧酸形式分解。其过程见图3-4。微生物能够快速降解水溶液中的T~A，但在处理废水时，微生物降解1、A作用会受到各种因素的制约，其速率因条件的不同而有明显的差异。在化工综合废水中，TA的去除率只有25．6％，属于生物难降解的物质；面TA生产废水中的TA好氧生物去除率达到86％，表现为较易生物降解的物质【36J。影响TA生物降解的因素较为复杂。生产废水中的苯甲酸与葡萄糖、TA生产废水中的简单化合物如乙酸和乙烯基乙二醇、TA的前期降解物都可能抑制微生物对TA的降解；温度、pH等因素也会对TA的降解产生影响。因此，废水水质、处理条件不同，会导致TA的可生物降解性的不同。3．7实验测定项目及分析方法本次试验对各反应器的COD。BODs、TA、DO、SS、NH3-N、N02-N、N03-N、MLSS、MLVSS、pH、水温、色度等多项水质参数进行测定，以求获得精确详尽的试验数据。其具体测定方法如下【36】：(1)CODcr采用标准重铬酸钾氧化法一硫酸亚铁铵滴定法，回流时间2h。(2)BOD5采用标准的五日生化需氧量测定法，使用空气培养箱进行5d培养，并用碘量法进行滴定。(3)1’A的测定采用紫外分光光度法，7520型分光光度计(参见第二章)。(4)DO使用Oxi330型溶氧仪进行测定，精确度达±O．01mg／L。(5)对于SS、MLSs和MLVSS，使用重量法进行；受0定，过滤滤纸采用13．5cm的定量滤纸，取样100m[。(6)氨氮(NH3．N)：纳氏试剂分光光度法，7520型分光光度计。(7)亚硝酸盐氮(N02-N)：N一(卜萘基)．乙二胺分光光度法，7520型分光光度计。(8)硝酸盐氮(N03-N)：硝酸银电极法，PXS一215型离子活度计。(9)pH使用pH计进行测定，准确到0．1pH单位。(10)各反应器的水温测定采用Oxi330型溶氧仪。(11)由于印染废水的色度较深，所以试验中对色度的测定采用目视比色法，使用50ml的成套纳氏比色管进行比色，色度单位是倍。 第必审生物处理实验结果b分析第四章生物处理实验结果与分析4．1厌氧水解酸化的处理效果水解酸化是厌氧消化的第一、二阶段，第一阶段是在水解和发酵细菌的作用下，使碳水化合物、蛋白质与脂肪水解与发酵转化成单糖、氨基酸、脂肪酸、甘油及二氧化碳、氢等；第二阶段是在产氢产乙酸菌作用下，把上一阶段的产物转化成氢、二氧化碳和乙酸，从而放弃了厌氧消化需时很长的第三阶段——甲烷发酵阶段。因此，水解酸化段的主要作用是利用水解菌和酸化菌，将大分子、难降解的有机物分解为小分子有机物，改善废水的可生化性，为后续生物处理创造有利条件。实验采用两级水解酸化AI／A2进行处理。A，是活性污泥法，A2内装有2V-150—80型组合填料，使碱性微生物附着以形成生物膜。4．1．1水力停留时间HRT对水解酸化的影响缺氧处理就是为了获得较大的水解酸化程度，提高废水的可好氧生物降解性，故可通过分批式缺氧处理废水的HRT与B／C、pH的关系来初步确定合适的HRT。分批式实验运行的条件见表4-1，缺氧运行过程，测得pH的变化见图4-I。表4一1分批式水解酸化反应器的实验条件1110948781216I／RT(h)图4-1分批式缺氧过程pH的变化．44． 第叫章生物处理实验结果与仆析、／—一／I／／／1一一——：———一．————．—。——．．。．．．1一一U48lZ162024HRT(h)图4．2分批式缺氧过程废水B／C的变化在分批式缺氧活性污泥处理碱减量印染废水时，废水的pH由10．35逐渐下降，HRT=16h时，pH为6．91，之后pH非常缓慢降低，HRT=20h，废水pH为6．82。在0～16h，废水的B／C由O．44升高到0．74，在HRT为16h时，B／C达到最大值，之后较为稳定，见图4．2。从废水的B／C与pH变化，可以确定在22℃时，分批式缺氧活性污泥处理废水的较合适的HRT为16h。在系统连续流的状况下，考察反应器缺氧Al、A2两级生化处理的效果。缺氧反应器中微生物对有机物的降解程度取决于微生物与有机物的接触时间。为了获得较大的水解酸化程度，可以通过调节进水流量来控制反应器的水力停留时间。由于本实验废水含有难降解的蒽醌染料等商分子有机物，故将水解酸化两段过程(Al／A2)的HTR分别控制在6～15h进行，以考察不同的HRT对水解酸化的处理效果的影响。测定水力停留时间HRT分别为6、75、9、12、15小时，各个HRT连续运行七天的各项水质指标。并且将系统产生的污泥全部回流至A1进行污泥的减容化。系统连续流运行的条件见表4．2。表4-2连续式水解酸化反应器的实验条件厌氧水解Al、A2两段在不同HRT条件下，COD的去除情况，见图4-3、图4—4、图4—5、图4-6及图4．7。8575654n¨n㈨n¨叭叭叭 ————笙塑翌兰塑丝些兰堕丝墨皇坌塑篡汪n甘』—”11—扣进棚。。”。日、～目—B—告—电—-吕—月(mJL)篙”“”—EhAI出水c0D量：扩咕＼扩一占7h、“q(mg／L)8∞，—击一A2j[17Y、CODi。(mg／L)运行州M(d)图4—3HRT=6h时COD变化曲线篓毒：衾#=一+。进溉Tgcoo。i兰：扩咄、—／∥小、士“勰磐。图4—4HRT=7．5h时COD变化曲线—e一进水COD(mg／L)—E}一A1出水COD(mg／L)—er—A2m水COD(mg／L)450—400一一—————一⋯————～———。123467运行时问(d)图4—5HRT=9hI对COD变化曲线．46． 第必章生物处理实验结果。；分析8∞—“．—卜进水EOD800，、妒—伊—”—钆—9—句一(m”g／L)藏}———、—一一6粉j。。}650、m97。7。600士A2tli7ECODuo550．(rag／l一)500占—{r—打7—～古一裟伊木。／—电v---e---默(。gC／L)0D翁入』—Ⅵ一“粉coD要650—扣A2出7．KCOD星6⋯00(mg／L)。；嚣A盘——妒士“远行时阃(d)图4—7HRT=15时COD变化曲线缺氧处理AI、A2的在各个HRT的COD去除结果，见表4—3，表4-4。实验结果表明，A1段的去除效率并不高，ncoD大约为10％左右，是因为系统污泥回流至A，，污泥产生了一定的COD，因此使该段的有机负荷增大，COD总体去除效果降低，该段对进水及回流污泥进行混合作用，使废水与活性污泥充分接触。由表4-4可知，水解反应器HRT在6～9h时，废水COD的去除率随HRT的增大不断上升；当HRT在9h以上时，废水中COD的去除率提高不大，因此再延长水解酸化的时间对处理效果并没有更多的实际意义。当HRT=9h，即两级水解酸化总HRT为18小时时，缺氧反应器的COD可去除35％。进水平均B／C为0．5，水解酸化总出水平均B／C为O75，废水的可生化性能提高，且从水解酸化反应器出来的水BOD5有所上升，这显然与传统活性污泥法及厌氧发酵过程中BOD5去除率要高于COD去除率的规律相反。可见水解酸化对废水中的有机物的降解在一定的程度上是一种预处理工艺，对易降解有机物发生截留、降解的同时，对难降解或大分子有机物只是将其化学结构加以改变，使之成为易降解或小分子物质。随污泥负荷、容积负荷的下降，出水COD下降，COD．47。线．，曲化～o变一D0Co，时～¨孙；悯H!|。鬻624图O屿蚰 第凹章生物处理实验结果与分析!!!盟!垂!!!堡g坐!!墅!HR有机负荷容积负荷进水AJ出水A2出水COD累积T(kgCOD／COD去除率(h)kgSS·d)m3·d)(rag／L)(mg／L)(mg／L)(％)水解酸化不同停留时间对TA去除的影响，见图4-8。系统运行过程中，水解酸化池Al段TA浓度有时有所上升，原因是AI段主要是对有机物的吸附，TA被污泥吸附，导致TA在污泥中积累，在污泥发生异常时，吸附的TA被释放出来，使得A．段的TA浓度发生变化，但是这个变化并没有影响其后各单元的处理效果，由于实验时间有限，未能对污泥吸附TA作进一步研究。由图4—8可知，在水解酸化的过程中，．4R．71一吼il19O38O8娩弭酡7O6，水水水出出进～＆ 第叫章生物处理实验结果。，分析废水中的HRT对TA的去除效果影响不大。水解酸化段对TA去除主要是污泥吸附作用，TA去除率nTA为15％左右。拿斟堑粕△∥廿——扣—川日旷培——川——卅。—母——铲————兮————呻——～一一。——J——一56789101l1213HRT(h)—9一Al段TA的去除率—E卜A2段TA的去除率—erTA的总去除率图4—8水解酸化反应器中不同HRT对应的rI’A去除率水解酸化不同停留时间对色度COL去除的影响，见图4-9。在HRT为6～15h时，水解酸化段对COL的去除效果变化不大，但是色度去除率较高，由此可见，在水解酸化过程中，染料分散兰2BLN和分散橙4RL的发色基团易于打开，染料分子通过厌氧菌的水解胞外酶的作用，使大分子有机物分解成小分子物质，不溶性的有机物水解为溶解性有机物，从而破坏了染料分子的发色基团，降低色度，提高废水的可生化性。对于有机染料来说，既可以厌氧降解也可好氧降解，但是有些染料只能在厌氧条件下降解159,601。Willettst6‘】建议用生物厌氧法处理含有染料的废水，使染料在还原条件下解离，然后在好氧条件下降解。有机染料厌氧处理脱色效果明显，但机理复杂，是厌氧系统内生物群体综合作用的结果，除了厌氧产甲烷菌、产酸菌对脱色也有一定的作用162Jo废水的COL的去除主要是在水解酸化反应器完成的。水解酸化对COL有较高的去除效果，rlcoL在90％以上。实验表明，废水在Al、A2的HRT分别9h(即总HRT为lgh)时，废水水解酸化有较好的处理效果，此时，COD、TA及COL的去除率分别如下：ncoD=35％、nTA=15．6％、rlcoL=94．1％。．49 第坩章生物处理实验站果与分析95+～●—√》3，／?8556789101112l31415HRT(h)IN4—9一[,tn]ttRT对庶的COL去除率4．1．2不同MLSS对水解酸化的影响0l23456789MLSS(g／L)图410tJLSS对△B／C的影响反应器中，微生物的量用MLSS表示。在温度为25℃、DO为O01～0．04tnIg／L、HRT为9h时，AI中不同MLSS对整个缺氧过程中废水的B／C变化具有明显的影响。见图4—10。当MLSS为2～89／L时，△B／C为0。038～0．26。在MLSS为2～559／L时，AB／C随MLSS浓度的增大而增大，当MLSS大于5，59／L时，△B／c随MLSS浓度的增大而变化缓慢或不再提高。因此，反应器中应保持微生物的量MLSS为559(L左右，即／xB／C最大为0．25时，将有助于提高废水的生化性能，保证后续处理的有效进行。从实验可知，缺氧两段Al、A2处理废水后，废水的B／C有明显的变化。B／C的提高有赖于一定的水力停留时间，而且与微生物量有关，适当地提高微生物量可以提高处理效果和缩短所需的HRT。反应器中有必要保持生物量MLSS为5．59／L左右：要达到一定的B／C增量，一般可设定HRT为9h，对于生物量过小的反应器而言，则需要较长的HRT。由于水解产生的有机酸可以有效的中和部分碱度，将pH值降至9以下，这样就为好氧处理省去加酸调pH的麻烦。4．2好氧(生物接触氧化法)处理试验结果生物接触氧化池内设置填料，填料浸没在废水中，填料上长满生物膜。生物膜表层生长的是好氧和兼性微生物，有机污染物经微生物好氧代谢而降解，终点产物是H20、C02、NH3等。由于氧在生物膜表层已耗尽，生物膜内层的微生物处于厌氧状．50强弱孔匏卫埔MH地o∞帖舛陀o0O02∞q6 第叫章生物处理实验结果，o分析态。在这里，进行的是有机物的厌氧代谢，终点产物为有机酸、乙醇、醛等。由于微生物的不断繁殖，生物膜逐渐增厚，超过一定厚度后，吸附的有机物在传递到生物膜内层的微生物以前，已被代谢掉。此时，内层微生物因得不到充分的营养而进入内源代{身}，失去其粘附在填料上的性能，脱落下来随水流流出生物接触氧化池，填料表面再重新长出新的生物膜。废水就是这样与生物膜接触过程中，水中的有机物被微生物吸附、氧化分解和转化为新的生物膜，从而不断得到净化的。好氧段的主要作用是去除兼氧出水中残存的部分COD，使出水达标排放。4。2．1水力停留时间对好氧处理的影响在整个系统中，兼氧处理是关键部分，好氧处理是深度处理，是对前面水解酸化的出水进行进一步处理，使系统最终出水达标排放。好氧处理的效果好坏取决于前面有机物水解酸化的程度，因此，我们应尽可能地控制好兼氧反应段的HRT使之具有较好的水解酸化程度。为了提高水解酸化的程度，我们在前面已经研究了水解酸化合适的水力停留时间为9小时，这时为好氧段有机物的去除提供了较好的条件，因此，本部分就在前面已有的基础上，对水解酸化的出水进行生物接触氧化处理，考察在系统调定的水力停留时间(即HRT=6～15h)，从兼氧反应器的出水的经好氧处理后，好氧段的HRT为6～15h时所对应的有机物去除效果。生物接触氧化池运行的条件见表4．5。表4-5生物接触氧化池运行的条件在表4—5的运行条件下，不同HRT所对应的进出水COD大小及COD去除率见图4-1l。 第四章生物处理实验结果与分析700600：500P400凸30082001000△口扣——¨—飞o67．5912HRT(h)斗进水COD十出水COD士去除率图4-11HRT与好氧反应器COD去除的关系在表4-5的运行条件下，不同HRT所对应的进出水BOD5大小及BOD5去除率见图4．12。△A口98l96f94塞{92錾．90悄-?===≤=芒L～一一—盘⋯⋯⋯⋯—rQ_⋯18867．591215HRTfh)—E卜_进水BOD(mg／L)—e一出水BoD(mg／L)士去除率(％)图4·12HRT与好氧反应器BOD去除的关系由图4-11，图4-12可知，随着HRT的增加，有机物的去除率增大，出水COD、BODs下降，当HRT小于9时，去除率变化比较明显，一直呈现上升趋势。当HRT大于9时，随HRT的增大，去除率虽然仍呈上升趋势，但变化不明显。因此在HRT=9时，有机物的去除效果很好，此时，COD去除率为91．4％，BOD5去除率为96．5％。4．2．2废水中溶解氧D0对系统处理的影响废水中DO的大小对废水有机物去除的影响，见图4—13。．52．一冀一雕餐巾舛s!15；罟8{|8阱△D◇一峪O0O0帖加∞∞拈∞侣∞引^]，叨Ev凸o∞ 第口q章生物处理实验结果10分析二b占芒0050OO5000969594窭93褂92希50J910佥—??专——_量工：_鼍=j=二，．__==二=母==曼90l234567数据组斗进水TA(mg／L)十出水I"A(rng／L)—士去除率(％)图4一16生物接触氧化池进出水TA及去除率TA是碱减量废水中最主要的特征污染物。如图4．16所示，生物接触氧化池TA的去除情况表明，TA可以被微生物分解，而且可以作为某些微生物的唯一碳源而被降解，属易好氧生物降解的有机物。好氧微生物降解TA的途径为：TA一羟基对苯二甲酸一问羟基苯甲酸一原几茶酸一开环裂解一三羧酸循环一C02、H20。在缺氧水解酸化反应器内，微生物对TA的降解效果很不明显，几乎不被降解，虽然丁A略有去除，但也只是被污泥吸附而已。而好氧段的运行结果表明TA为易降解的物质。由此可见，在整个生物处理过程，TA的降解去除主要是在好氧段，因此，好氧反应器必需保证有一定量的微生物及溶解氧，才能保证对TA具有较高的去除率。4．2．3生物相监测结果在系统运行期间，每天取样，用NIKON光学显微镜对系统中生物相进行镜检。结果发现，接触氧化反应器生物膜上的生物相种类较多，起作用的微生物包括许多门类，由细菌、真菌、原生动物、后生动物组成比较稳定的生态系。在运行良好的时候，原生动物不仅数量增加，而且由低级向高级逐渐发展，出现了较多的游泳型纤毛虫，如漫游虫、椐纤虫和～定数量的固着型纤毛虫，如盖纤虫、等枝虫等。菌胶团呈棕褐色分枝状，逐渐厚实，新生者较多，且常见到丝状菌。运行状况差时，菌胶团很少，与丝状菌交织在一起，游离细菌较多，原生动物出现大量伪尖尾虫，很少的半眉虫、线虫和发袋虫。与活性污泥法不同的是【6”，在生物接触氧化法中的生物膜上存在着大量的后生动物如轮虫、线虫、红斑瓢体虫。这些是食死肉为主的动物，能软化生物膜，促使生物 第幽章生物处理实验结果与j’析膜脱落，从而经常保持活性和良好的净化功能。当轮虫等后生动物数量多且活跃，个体肥夫，则处理后出水水质好；反之，则处理效果差。一旦发现生物呆滞，个体死亡，则预示着处理效果急剧下降。系统运行过程中生物相与运行状况有一定的相关性，其相关性见表4-6。表4-6不同运行状况下的生物相运行稳定时，生物膜上的生物相也是相对稳定的，细菌和原生动物之间存在着制约关系。一方面，原生动物纤毛虫吞噬细菌，抑制细菌群体的蔓延；另一方面，细菌被破坏后，又不断繁殖生长，这就需要以废水中的大量有机物作为食料，从而净化了废水。所以，原生动物纤毛虫特别是钟虫、等枝虫、盖纤虫是生物接触氧化系统运转良好的有价值的指示性生物。在运行时，若有机物负荷或营养状况有较大变化，则原生动物中的固着型钟虫、等枝虫突然消失，丝状菌稀少，菌胶团结构松散，而游泳型草履虫、钟虫游泳体大量出现，出水水质变差：反之，若原来出水水质较差，一旦出现钟虫、等枝虫、丝状菌丛生，菌胶团结构紧密，而游泳型纤毛虫减少，则说明环境条件有了改善，出水水质变好。4．3兼氧水解酸化一生物接触氧化工艺的总处理效果4．3．1处理目标处理后的出水要达到《纺织染整工业水污染排放标准》(GB4287．92)新扩改一级标准，该标准比《污水综合排放标准》GB8978—96中的一级标准的指标要求更严格，．56． 第凹章生物处理实验结果‘，分析即满足下列表中所列要求表4．7处理目标(主要项目)项目标准值BOD525mg／LCODcr100mg／L色度40倍pH6～9NH，．N15mg／L4．3．2各反应器处理结果酸析预处理的碱减量废水与印染废水混合后经兼氧水解酸化的微生物作用，不但废水的可生化性有了很好地改善，而且废水的色度得到大幅度降低，为后续好氧处理创造了良好的条件，并有明显的调节进水pH值的作用，节省了加酸调节pH的费用。兼氧出水再经过生物接触氧化工艺的处理后，COD和TA都得到进一步有效地去除，总去除率均达到90％左右。出水pH值由原水的10．5左右降至7．5左右，色度则由进水的400～500倍，下降到出水的8～32倍，色度平均去除率为92．5％。该工艺的运行结果表明，各项污染物均能达标排放。系统正常运行时，各反应器有机物浓度大小及去除情况，见图4．17、4—18。900—800÷黔截“300{200}10乳kk一熏：原水A1A20图4—17各反应器平均有机物浓度 l。。80篡印篓蚰玳20。!誓^l20第#q章生物妊避实验鳍鬻i。骨斩薷漂0总云赊霉圈4。18各反应器及系统有枕物总平均去除率4．4污泥嘲流对系统的影响口e0D盈R00口TA实行浮泥回淀至蘸段水解反应器进j}污涯减溶化悬该工艺懿一夺重要特点。这样不但可以使水解酸化反应器保持一定☆白污泥浓度，而且使生物接触氧化池液粕中存有一定浓度的生物量。传统观忠认为生物接触氧化注主舞依靠填料上的生物膜降解有机耪，渡耜中不必维持较高黔生物量，盈剩余污涅量少不需要回流，～宣被认为蹙该法的主要优点。但我们经过实验运行茨现，适当提高污泥浓度，增拥液相中的生物量，对于高浓度、高色度的印染废水处理来说是有利的。通过污泥回流，可以增大避水端污淀浓度，降低污泥受旃，提高醚冲击负萄的能力。有污泥回溅秘无污浣豳凌系统COD去除情况的比较．见圈4．19，图4—19名r反麻器出水COD的比较 第幽章生物处媸实验结果与分析剩余污泥的回流降低了A】的COD去除率，同样的，A2和O的COD去除率也将不可避免的受到污泥回流的影响。由于污泥的回流，使得生物接触氧化池的COD去除率也得到提高，但是污泥的回流与否对系统的最后出水影响不大，有污泥回流COD的总去除率为93％，无污泥回流COD的总去除率为92％。4．5反应系统中氮的转化及去除微生物在新陈代谢过程中，台成新细胞除了从废水BOD中获得足够的碳、氢源外，还需要氮、磷和钾、钙、镁、硫等其它微量元素。废水中营养物质越全面、丰富，微生物的新陈代谢活动越旺盛。微生物对碳、氮、磷等营养物质的比例和数量有一定要求。但是，对印染废水而言，由于废水中的浆料、染料、助剂等有机物使废水中碳源很高，所以氮、磷往往不足，虽然染料和助剂等有机物中也含有一定的氮、磷，但比例并不合理，因此在印染废水的处理过程中必须向废水中补充氮源和磷源。实际工程当中，由于氮、磷元素需要补充，造成废水处理成本大幅提高。废水中的氮以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮四种形式存在，其中有机氮和氨氮是废水中氮的主要存在形式。当废水中的有机物被微生物降解氧化时，其中的有机氮转化为氨氮。出于本反应系统两阶段供养条件的差异，同时包括了硝化和反硝化两个反应过程，脱氮效果显著。其中生物接触氧化池以其独特的结构特点和运行方式，组合填料为异养菌、氨氧化细菌、亚硝态氮氧化细菌和反硝化细菌分别占据不同生态位，形成合理的微生物环境体系，提供了有效的载体，硝化和反硝化两者并存。在好氧条件下，亚硝酸菌将NH4+转化为N02‘，硝酸菌再将N02-转化为N03。。这两种菌都属于化能自养型微生物，生长率低，对环境变化较为敏感，温度、溶解氧、pH、有机负荷等都会对其产生影响。根据硝化细菌上述的性状特征，本实验将硝化温度控制在20～25。C的室温下，溶解氧保持在2mg／L以上。由于在硝化反应过程中，有H+释放出来，使pH值下降，所以还在废水中保持足够的碱度，以调节pH值的变化，把pH值保持在7～8的适宜范围，为硝化反应的顺利进行创造了良好的条件。在缺氧条件下，反硝化菌以N02"或N03"为电子受体，利用原水中含有的有机碳和内源呼吸碳源——细菌体内的原生物质及其贮存的有机物进行反硝化，将N02-和NO，一还原为氮气。系统『F常运行，连续10天的监测数据结果表明，该系统对NH3-N有很好的去除．59 锥旧章生物处理实验结果与分析效果，各反应器出水NH3一N浓度变化曲线，见图4．20。3＼bO5蜊避ZI星Z12345678910数据组书Al出水廿A2出水士O出水图4—20各反应器出水NH3．N浓度变化曲线根据传统生物脱氮理论，Itool的氨氮可以氧化生成1tool的亚硝酸赫氮，lmol的亚硝酸盐氮又可以氧化生成1tool代表硝酸盐氮。实际上系统进水氨氮的浓度值在17，2～61．8mg／L(平均值为32，2mg／L)，系统出水氨氮的浓度值在1．5～14，2mg／L(平均值为8．2mg／L)；亚硝酸盐氮的浓度值0．1mg／L以下，基本上可以忽略不计；硝酸盐氮的浓度值在63mg／L左右，其折算成氨氮为17．3mg／L。氨氮的减少量大大高于亚硝酸赫氮和硝酸盐氮(折算成氨氮)的生成量之和。出水中氨氮减少量的平均值为24mg／L，而出水中的亚硝酸盐氮和硝酸盐氮(折算成氨氮)平均浓度之和为17．3mg／L，通过物料平衡，我们可以计算出系统中有6．7mg／L(所有氮折算成氨氮)的含氮化合物通过生物同化、挥发和吹脱、反硝化作用被去除，这种作用去除的氨氮为20．8％。生物接触氧化池作为一种固定床生物反应器，通过生物同化、挥发和吹脱、反硝化去除氨氮的作用是很小的，故而反应器内发生了相当程度的硝化作用。系统氨氮的减少量与亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的增加量表现出一定的相关性。通过分析反应器内含氮化合物的物料平衡关系，可以推测出进水中的氨氮先是被氧化成亚硝酸盐氮，再被氧化成硝酸盐氮，随后小部分硝酸盐是经反硝化作用转化为气态含氮化合物逸出反应器的。．60．加鲫印如如加m0 第¨章生物处理实验锚采。，分析4．6本章小结(1)根掘盛泽印染废水的调查情况，得知碱减量印染废水单纯用好氧处理是很难达标排放，因此，本章主要研究两级水解酸化一生物接触氧化处理碱减量印染废水，运行结果表明，用该工艺处理废水，系统运行稳定，出水水质较好，得到了很好的处理效果。该工艺切实可行、易于操作、经济合理。水解酸化是利用厌氧的第一、二阶段，其主要作用是利用水解菌和酸化菌，将大分子、难降解的有机物分解为小分子有机物，改善废水的可生化性，为后续好氧处理提供条件；好氧处理是对水解酸化的出水进行进一步处理，使最终出水达标排放。选择生物接触氧化法的目的是因为生物接触氧化法处理印染废水比活性污泥法有优势，有较高的有机负荷和pH适应性，还避免了污泥膨胀的产生，在实际运行中易于控制。t(2)从实验结果可知，水解酸化对废水中的有机物的降解在一定的程度上是一种预处理工艺，对易降解有机物发生截留、降解的同时，对难降解或大分子有机物只是将其化学结构加以改变，使之成为易降解或小分子物质，为后续好氧处理提供有利的条件。水解酸化是整个系统的关键部分，因此重点考察了水力停留时间HRT对水解酸化的影响，运行结果表明，当废水在A1和A2的HRT分别为9h、Al中的MLSS保持在5．5mg／L左右时，有机物去除效率最高。缺氧段的两级水解酸化出水qcoDcr为35％、nTA为15％、11coL为94，1％。(3)生物接触氧化法主要考察废水停留时间及溶解氧DO对有机物去除的影响。在HRT：9时，有机物的去除效果很好，此时，COD去除率为91．4％，BOD，去除率为96．5％。当废水中保证溶解氧DO为4mg／L时，废水有机物的去除效果很好，最终出水水质均能达标排放。TA在水解酸化池中没有被降解，小部分被污泥吸附，其去除降解主要是在生物接触氧化池中进行，好氧段对TA有很高的去除效果，系统运行结果证明了TA属于易于生物降解的有机物。(4)污泥的全部回流降低了水解酸化的有机去除率，但是并没有改变最终的出水水质，在同～进水运行条件下，有无污泥的回流系统CODcr的总去除率分别为93％、92％。(5)好氧反应器运行过程中生物膜上生物相与其运行状况有一定的相关性。在运行良好的时候，原生动物不仅数量增加，而且由低级向高级逐渐发展，出现了较多的游泳型纤毛虫，如漫游虫、楣纤虫和一定数量的固着型纤毛虫，如盖纤虫、等枝虫。61． 嚣凹帝生物处理实验绐果与分析等。运行状况差时，菌胶团很少，与丝状菌交织在一起，游离细菌较多，原生动物出现大量伪尖尾虫，很少的半眉虫、线虫和发袋虫。(6)系统氨氮的减少量与亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的增加量表现出一定的相关性。通过分析反应器内含氮化合物的物料平衡关系，可知进水中的氨氮先是被氧化成亚硝酸盐氮，再被氧化成硝酸赫氮，随后小部分硝酸盐是经反硝化作用转化为气态含氮化合物逸出反应器的，系统进水氨氮平均为32．2mg／L、出水8．2mg／L，总去除率为74．5％。(7)采用两级兼氧水解酸化一生物接触氧化工艺处理经酸析预处理的碱减量废水和印染废水的混合废水，出水的各项污染物指标均能达到《纺织染整工业水污染排放标准》(GB4287—92)新扩改一级标准，当进水COD。，=790～850mg／L、BODs=400～450mg／L、pH=9．0～105、色度400～500倍、TA含量为260～290mg／L、好氧段DO为4～6mg／L、水解酸化池总停留时间HRT=18h、好氧段HRT=9h时，系统出水COD。，=40．8～76．8mg／L、BODs=10．9～20mg／L、pH=7．O～80mg／L、色度=8～32倍、TA=10．3～18．7mg／L。62． ————釜蔓翌鱼坠型銎鉴查塑竺垡垫塑兰塑壅墨茎坐旦5．1前言第五章含TA印染废水的生化动力学研究及其应用传统观念认为，由于1’A含有苯环，因此TA的生化性差。含TA废水的处理，成为印染废水污染治理的难点和关键。我们通过长期的研究，已得出TA废水可以进行生化处理a通过对含TA印染废水的降解规律，有效地控制生化处理的工艺，并为工艺设计提供科学依掘。5．2生化动力学公式利用微生物在对数增殖期，其增衰与浓度关系式，推导出合适的动力学关系式。通过实验，得到一系列尘化反应动力学参数。fi．2．1Ks、K求解的动力学关系式微生物在对数增殖期的增长率为：以2彬(5—1)式中：yg——微生物增长率；u——微生物比增长率；X——微生物浓度。限基性基质对微生物生长速率的影响为：S∥5一’面玎(5-2)式中：u。——微生物最大比增长率；s——基质浓度；Ks——半速常数。微生物增长率与基质降解速率关系为：y92一唧w(5-3、式中：Y——虽大产率系数；Y。。——基质的降解速率。．63． 第五荦禽TA印染废水的生化动力学训究敷H庸用由式(5-1)、(5-2)、(5-3)，可得：KsXh～一““缸+S(5-4)式中，K=u。，／Y。：一墅竺“”At(5-5)将式(5-5)代入式(5-4)得：X．出脑11So—SKSK(5．6)式中：At——停留时间；So——基质初始浓度；K——单位质量微生物最大基质利用率。通过实验，可测得△t、So、S和X，对式(5-6)作图，可得动力学参数Ks、K。5．2．2Y、Kd求解的动力学关系式Kd。微生物的净增长率为(5—7)式中：以——微生物净增长率；乃——内源衰减率。企n=Kd’x(5-8)式中：Kd——内源衰减系数。将式(5—3)与式(5。8)及y’g=Ax，At，代入式(5—7)得：簧X=等At一％。5-9，△f．·Ⅳ。()式中：AX——微生物浓度的净增量。实验中，可测得△x、At、X、So和S，对式(5-9)作图，可得动力学参数Y、．．64． 第五章俞1~A印染废水的生化动力学研究及』0施用5．2．3u。求解的动力学关系式根据得到的Y、Kd，则有5．2．4t⋯。。求解的动力学关系式∥”，=KY(5-10)比较式(5-1)、式(5-2)、式(5-7)与式(5-8)，可得：旦：盟一髟At．YK⋯-s+S“(5-11)f：竺兰其中，泥龄t。：、耐土：业一局则有：t—Ks+S“(5．12)最小泥龄ts．。i。，是系统中污泥流失或排出速率大于其增长率时，污泥的停留时间。此时，So=S，则有：去。器Ks～@㈣r¨n，n+&。r<11、在大多数情况下，So>>Ks，则式(5-13)可简化为：÷=‰一Kdl,7,mill(5-14)根据已得的um、Kd，可求得ts，。jn。5．3实验5．3．I实验装置实验采用间歇、半连续装置。5．3．2工艺条件。65． 第五章岔TA印染废水的生化功力学研jt及其成】=fj温度20℃～25℃：溶解氧2～4mg／L：营养C：N：P=100：5：I。5，3．3废水来源从厌氧水解反应器A1、＆出来的废水。其中TA的CODcr占废水的总CODer的60％左右，BOD5为377．3～442．9mg／L，BOD5／CODer=0．6～O．8，可生化性好。5．3．4污泥来源污泥是取自天山污水厂，在系统内对污泥进行驯化使它成为对1A具有良好的降解效果的成熟活性污泥。5．3．5实验运行控制进水TA负荷0．10～0．25kg／(kg‘MLSS‘d)，CODcr污泥负荷0,20～0．45kg／(kg·MLSS·d)。测定出水的S、So、At及X值，按理论推导中的有关关系式，进行图解，即可得各动力学参数。5．4实验结果与讨论5．4．1实验结果禽TA印染废水生化处理结果，见表s一1。表5．1含TA印染废水生化处理结果序进水(so)(m∥L)",11zk(S)(mg／L)AtX工况条件号TACOD。，TACOD。，(d)(mg／L)pHDO(rag／L)濡度(℃)1249．3538．59．158．20，42739978．33．9252266．9560．514，787．40．30839328．13．22432503506．612．375．00．39634398．13．1254258．7509．31356710．405297879342352488442．7I5．670．50．41223677．72622．66． 矩五章台TA印染废水的生化动力学Ⅵ究及其应用5．4．2K、Ks的确定业上兰型上式(5-6)中，S“-S、S两变量的计算值，见表5-2。S¨-S对S作图，见图5．1、图5．2。!：坐上表5-2s“～S、S计算值序so—S(131∥L)X‘AtX‘△t／(so—s)I／S号TACOD。，(mg·d．L’‘)TACOD。，TACOD。，12402480．317077．113550．10990．01722249．7473．11211l4．852560068100】143240431．6136185．673．160．0813001334245．2442．21206．14922．730．074l0，01495233．2372．2975．24．182．62O06410．0142X出．《一j"。435‰一N。1505o——一一一．．．．．．．．．。．一，】．．一．——．．．，I．．．．⋯——一oo，02oOto06o0801o．121／s图5—1TA的K，Ks计算图o0．005o．01o015o021／S图5-2CODer的K，Ks计算图67． 第五章肯TA印染废水的生化动力学研究成j‘麻用从式(5-6)及幽5-1、图5-2可知，截距为1／K，斜率为Ks／K。分别以CODcr及TA为基质浓度，则有：a．以TA为基质浓度的K、Ksl／K=0．534d，则K=t．87d一1Ks／K=60．528，则Ks=113．2m∥Lb．以CODer为基质浓度的K、Ks1／K=O．9286d，则K=108d1Ks／K=140．52r则Ks151．8mg／L5．43Y、Kd的确定竖}二旦-垒生垡型!-垒生式(5-9)中，At’x、At-X两变量的计算值，见表5-3。At-Ⅳ对AtrⅣ作图，见图5．3。亟二翌表5-3Atx、△，·Z计算值序XCOD。(rag／L)△t△x—(So-—S)竺△，一Ⅳ△f．Ⅳ号(m叽)进(So)出(S)(d)(mg／L)】3997538．558．20．427．68．10．282—0，039923932560587．40．308．26．40．391．0021833439506．675．00．396．49．30．316-0036242978509．367．10．405-37．00366—0030752367442770．50．412-29．30．382-0．03000—0．0I一002—0．03—0．04△Y一0．05At．X—o．06一O07-o．08一o090o．10．2o30．4o5图5-3Y、Kd求解图o．6(矗-S)‘△fⅣ．68． 第五章俞’rA印染废水的生化动力学{!：)|究及其心用由图3可知，祭I率Y=01413，截距～Kd=--0．0798，Kd=0．0798d一。54．4u。的确定风=YK=o．1413×1．08=o．1526dVq5．45t。．。。的确定，⋯．，：——L一：————L—一：13．73dlmmt2蕊一0．1526-0．0798’5．5动力学分析与讨论含TA的印染废水生化处理动力学参数与生活污水的比较列于下表，见表5-4动力学参数的比较。表5-4动力学参数的比较＼吨力参数K(d一1)Ks(mg／L)YKdu。t。废水≥＼KTAKc0DKsTAKscoD(d1)(d一1)(d)印染废水1．871．08113．2151．80．14130，07980152113．73生活污水一2～10—25～100O．4--0-80．0750．5--40．25～(5)(60)(0．6)(0．06)2175．5．1K值的讨论K为单位微生物最大基质利用率，反应了微生物对废物的降解能力。比较动力学参数K值，对印染废水而言，KTA>"KCO。，可知废水中微生物对TA的利用率比对其它有机物的利用率高，由此可见，TA的生物降解性能要比染料好，这和污染物分子结构有关，也就证实了分子结构越复杂，生物可降解性越低。但是，微生物对印染废水的利用、降解都比不上微生物对生活污水的利用，这是和废水的有机污染物组成有关，因为不同组成成分的废水有不同的可生化性。5．5．2Y值的讨论微生物利用有机物进行合成代谢的能力(Y=0，1413)与生活污水(Y=O．6)相比-69 ——一釜至兰鱼坠里鲨些查堕圭些垫塑堂业壅墨苎生塑相差很大，这也说明微生物在比较难降解的有机废水中，分解代谢占主导地位，合成代谢较少，而这关系到整个微生物系统的活力保存和稳定的问题。um反应了微生物在～定条件下的增殖速率。含TA的印染废水(u。．=O．1521)比生活污水(p。=O．5~4)低得多，符合废水的实际情况。5．5．4Ks的讨论S由微生物的比增长率p2‘‘“面—万，可知Ks对u的影响甚大。当s>>Ks时，u：nrn20．1521，比生活污水的u。，小：当S<0．4。(3)回收TA的经济效益。Iokg对苯二甲酸可获得收入12元，利润3元。各个印染厂碱减量废水排放量及COD浓度不同，每个工厂每天大约可获得的经济效益为900～2100元。碱减量废水经酸析去除TA后，印染综合废水的可生化性提高，pH值降低，减少了调节pH值的费用，降低了处理废水的药剂费用，废水处理消耗的聚合氯化铝将减少20％左右。因此，降低了印染废水的处理成本。(4)水解酸化反应器运行结果表明，当废水在Al和A2的HRT分别为9h、A1中的MLSS保持在5．5mg／L左右时，有机物去除效率最高。缺氧段的两级水解酸化出水ncoDcr为35％、nTA为15％、ncoL为94．1％。(5)生物接触氧化反应器的最适宜HRT为9h、DO为4～6mg／L，其COD去除率为91．4％、BOD5去除率为96．5％，最终出水水质均达标排放。(6)TA易好氧生物降解、难缺氧生物降解。对碱减量印染废水处理要加强好氧段的处理，因为TA的降解要消耗大量的氧，所以必需控制好DO，保证好氧反应器DO>4mg／L。(7)污泥的全部回流实现了污泥减量化。虽然污泥的回流降低了水解酸化的有机去除率，但是并没有改变最终的出水水质，在同一进水运行条件下，有无污泥的回流系统CODer的总去除率分别为93％、92％。(8)好氧反应器运行过程中生物膜上生物相与其运行状况有一定的相关性。在运行良好的时候，原生动物不仅数量增加，而且由低级向高级逐渐发展，出现了较多的游泳型纤毛虫，如漫游虫、楣纤虫和一定数量的固着型纤毛虫，如盖纤虫、等枝虫73． 总鲜i等。运行状况差时，菌胶团很少，与丝状菌交织在一起，游离细菌较多，原生动物出现大量伪尖尾虫，很少的半眉虫、线虫和发袋虫。(9)系统氨氮的减少量与亚硝酸盐氮和硝酸赫氮的增加量表现出一定的相关性。通过分析反应器内含氮化合物的物料平衡关系，可知进水中的氨氮先是被氧化成亚硝酸盐氮，再被氧化成硝酸盐氮，随后小部分硝酸盐是经反硝化作用转化为气态含氮化合物逸出反应器的，系统进水氨氮平均为32．2mg／L、出水8．2mg／L，总去除率为74．5％。(10)采用两级兼氧水解酸化一生物接触氧化工艺处理经酸析预处理的碱减量废水和印染废水的混合废水，出水的各项污染物指标均能达到《纺织染整工业水污染排放标准》(GB4287-92)新扩改一级标准，当进水COD。，=790～850mg／L、BOD5=400～450mg／L、pH=9．O～lO．5、色度400～500倍、1、A含量为260～290mg／L、好氧段DO为4～6mg／L、水解酸化池总停留时间HRT=18h,好氧段HRT=9h时，系统出水COD。，=40，8～76．8mg／L、BOD5=10．9～20mg／L、pH=7．O～8，0mg／L、色度=8～32倍、TA=10"3～18．7mg／L。(11)水解酸化池不需设气体分离和收集装置，无需密闭，出水无不良气味气体，反应器可在常温和缺氧条件下运行，不需外界提供热能和供氧，节约能源，降低了运行费用。生物接触氧化兼有活性污泥法和生物膜法两者的特点，与活性污泥法相比，有生物活性好，F／M比值大，处理负荷高、处理时间短、可间歇运行等优点。因此，兼氧水解酸化．生物接触氧化工艺处理碱减量一印染混合废水操作管理方便，运行稳定可靠，是一种经济有效并具有工程实际意义的碱减量印染废水生化处理技术。(12)动力学参数K为单位微生物最大基质利用率，反应了微生物对废物的降解能力。KTA=1．87，KCOD-一-t．08，TA的生物降解性能要比染料好，这和污染物分子结构有关，也就证实了分子结构越复杂，生物可降解性越低。但是，微生物对印染废水的利用、降解都比不上微生物对生活污水(K惭M=2～10)的利用，这是和废水的有机污染物组成有关，因为不同组成成分的废水有不同的可生化性。微生物利用有机物进行合成代谢的能力(Y=O．1413)与生活污水(Y=06)相比相差很大，这也说明微生物在比较难降解的有机废水中，分解代谢占主导地位，合成代谢较少。 总结u。反应了微生物在一定条件下的增殖速率。含TA的印染废水(u。=0．1521)比生活污水(p。=O．5～4)低得多，符合废水的实际情况。S由微生物的比增长率∥。P”瓦了i，可知Ks对u的影响甚大。当s>>Ks时，Ⅱ：u。=O．1521，比生活污水的u。小；当S<