毕业论文-印染废水的深度处理与回用的关键技术研究.doc

毕业论文作 者： 学 号： 院 系： 化 学 工 程 学 院 专 业： 生 物 091 题 目： 印染废水的深度处理与回用的关键技术研究 指导者： 副教授 评阅者： 2013 年 6 月 吉 林摘 要摘 要印染行业是工业废水排放大户，每年产生大量印染废水，占总工业废水排放量的35%，且废水中含有大量染料、浆料、表面活性剂、碱剂等复杂成分，具有机物浓度高、成分复杂、可生化性较差、色度深、碱性大、ph高、水质变化大等特点。本实验采用序批式活性污泥法（sbr），以模拟污水为处理对象，研究同步硝化反硝化脱氮工艺及各主要影响因素，确定实现同步硝化反硝化脱氮的最佳工况。该实验结果表明，通过控制不同粉煤灰的量，来达到废水的脱色效果。在稳定运行期间，模拟废水浓度为2060 mg/l，温度为36，氨氮去除率可达到80%，最终确定的最佳运行方式：瞬间进水曝气6（h）缺氧搅拌3（h）沉降2.9（h），周期为12（h）。关键词：sbr工艺，印染废水，脱氮，同步硝化反硝化iabstractabstractemitters is industrial wastewater， printing and dyeing industry each year a large number of printing and dyeing wastewater， accounted for 35% of total emissions of industrial waste water， and wastewater contains a large number of dye， sizing agent， surfactant， alkali agent such as complex ingredients， high concentrations of organic matter， complicated composition， and biochemical resistance is poorer， deep chromaticity， high alkalinity， ph， water quality change is big， in this study， a sequencing batch reactor activated sludge process (sbr)was used， to simulate a sewage as processing object mainly research simultaneous nitrification and denitrification process and the main factors to determine the best conditions to achieve simultaneous nitrification and denitrification. wastewater form 20 to 60 mg / l， and the temperature is 36， the ammonia removal efficiency can reach 80% and the total nitrogen removal rate of 57%. ultimately determine the best operating mode: momenmt into water aeration 6(h) anaerobic stir 3(h) precipitation 2.9(h) ， 12（h） cycle.keywords: sbr process , simulated wastewater ,nitrogen removal.simultaneous nitrification and denitrificationv目 录目 录摘 要iabstractii目 录iii第1章 绪 论11.1 课题研究背景11.1.1国内外处理印染废水的现状11.1.2印染废水的组成及特点11.1.2印染废水处理11.1.3处理印染废水的方法和特点21.1.4印染废水的危害31.1.5处理印染废水的介质31.2 生物脱氮的机理41.2.1氨化反应41.2.2硝化反应41.2.3反硝化作用41.3同步硝化反硝化脱氮技术51.3.1同步硝化反硝化51.3.2同步硝化反硝化作用机理51.3.3同步硝化反硝化优点51.3.4同步硝化反硝化影响因素61.4 sbr工艺81.4.1 sbr工艺概述与发展81.4.2 sbr工艺特点81.5课题研究内容与目的91.5.1 课题研究目的和意义91.5.2 课题研究内容10第2章 实验材料和方法112.1实验材料112.1.1 实验用水和原料112.1.2 实验装置112.1.3 仪器设备122.2实验指标测试方法132.2.1 模拟废水最大波长的确定132.2.2 nh4+-n的测定132.2.3 no2-n的测定132.2.4 no3-n的测定142.2.5 cod的测定142.3 sbr运行方式162.4 实验运行方式162.4.1 污泥驯化过程162.4.2 确定最适壳聚糖、粉煤灰的量162.4.3粉煤灰改性172.5 技术路线18第3章 结果与讨论193.1污泥的培养与驯化193.1.1活性污泥驯化过程中氨氮变化193.1.2 活性污泥驯化过程中氨氮、硝氮的浓度203.1.3 活性污泥驯化过程中总氮变化213.1.4 活性污泥驯化过程中cod浓度的变化223.1.5 污泥驯化结束后 ph对同步硝化反硝化脱氮效果的影响223.2 壳聚糖对模拟废水的处理研究233.2.1 壳聚糖的量对模拟废水的影响243.2.2 最适壳聚糖的量处理废水的氨氮浓度243.2.3 最适壳聚糖的量处理废水的cod浓度253.3 粉煤灰对模拟废水的处理研究253.3.1不同粉煤灰添加量下脱色率的确定263.3.2最适粉煤灰的量处理废水的氨氮浓度273.4 粉煤灰的改性273.4.1 粉煤灰改性后最适的ph值283.4.2 粉煤灰改性后处理废水的氨氮浓度283.5 粉煤灰投加到sbr293.5.1 粉煤灰投加到sbr中氨氮的浓度293.5.2 粉煤灰投加到sbr中氨氮、硝氮的浓度303.5.3 粉煤灰投加到sbr中总氮的变化313.5.4 粉煤灰投加到sbr中cod的变化323.6 最佳工艺条件的确定32结 论33参考文献34致 谢37东北电力大学本科毕业论文第1章 绪 论1.1 课题研究背景1.1.1国内外处理印染废水的现状在国内，一直以来由于印染废水本身难处理的特性，人们对印染废水深度处理回用方面没有引起足够的重视。加入后，随着我国纺织印染行业的势头逐步看好，纺织印染行业用水的需求量不断增大，而供给量却相对减少；随着排放标准的日趋严格和水费的不断上涨，人们将目光投向印染废水深度处理和回用上。由于印染工艺本身的复杂性和工艺用水水质要求的差异，目前国家对印染废水的回用水质标准还没有统一的数据。近年来人们对印染废水深度处理的工艺从技术和经济的可行性上都进行了大量探索、分析和实践，取得了可喜的环境效益和经济效益1。在国外，由于外国的先进的技术，目前的水平已经可以对一些复杂的印染废水进行深度的处理，并且进行回用，其发展前景是相当可观的。1.1.2印染废水的组成及特点本工程污水主要的污染物来自印染时对纺织材料进行再加工的过程，包括预处理、染色、印花和整理等4 个过程。4 个工序都排出废水，主要包括：（1）染色废水：水量较高，水质因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。（2）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。（3 ）漂洗废水：水量大，但污染较轻，其中含有残余的漂白剂、少量醋酸、硫代硫化钠等。（4）蒸干废水：水量大，bod、cod均较高。（5 ）冲洗设备及场地废水：水量大，但污染较轻。1.1.2印染废水处理印染废水水质随原材料、生产品种、生产工艺、管理水平的不同而有所差异,导致各个印染工序排放后汇总的废水组分非常复杂。随着染料工业的飞速发展和后整理技术的进步， 新型助剂、染料、整理剂等在印染行业中被大量使用，难降解有毒有机成分的含量也越来越多，有些甚至是致癌、致突变、致畸变的有机物， 对环境尤其是水环境的威胁和危害越来越大。总体而言， 印染废水的特点是成分复杂、有机物含量高、色度深、化学需氧量(cod) 高， 而生化需氧量(bod5) 相对较低,，可生化性差， 排放量大。上世纪80年代以前， 我国印染废水的可生化性较高, codcr常在800 mg/l以下, 采用传统的物与物化联合处理系统, 出水即可达到排放标准。近二十年来, 印染废水水质发生了很大的变化。传统的印染废水处理方法, 如吸附、悬浮、过滤、混凝等具有设备简单, 虽然后操作简便和工艺成熟的优点,但是这类处理方法通常是将有机物从液相转移到固相或气相, 不仅没有完全消除有机污染物, 而且造成废物堆积和二次污染; 生物法只能除去印染废水中的bod， 对于cod特别是有毒难降解有机物和色度的去除效果不明显。单一的处理方法已不能满足当前印染废水发展的要求2。1.1.3处理印染废水的方法和特点（1）吸附法：活性炭对染料的吸附具有选择性，能有效去除废水中的活性染料、碱性染料、偶氮染料等水溶性染料，但不能吸附悬浮固体和不溶性染料；而且，活性炭再生费用昂贵，所以活性炭不能直接用于原始印染废水的处理，一般用于量少浓度较低的染料废水处理或深度处理。（2）膜分离法：膜分离法是一种新型分离技术，具有分离效率高，能耗低，工艺简单，操作方便，无污染等优点。但由于该技术需要专用设备，投资高，且膜有易结垢堵塞等缺点，目前还未能推广。（3）生物处理方法： 生物处理是利用微生物的生物化学作用来降解有机物，目前国内外对印染废水的处理仍以生物处理为主，其中以活性污泥法最为普遍，但生物法对色度去除率不高，一般在50 %左右3。 (4)离子交换法: 一种羟基丙基纤维素具有比纤维素本身对活性染料、直接染料、络合还原染料更大的亲和力，对除碱性染料外的其它染料废水的脱色效果优于活性炭。但一般离子交换法仅对某些染料具有吸附作用，不适合大规模推广使用。 (5)氧化还原法：于处理印染废水，不仅成本低廉、操作简单、而且能够获得以废治废的效果。主要缺点是还原降解后生成的简单分子具有毒性，必须经过二次处理，费用增大。 还有很多的方法可以进行印染废水的处理，电化学法，光化学氧化法，超声波技术，高能物理法等。对于不同的方法各有其优缺点，本实验采用序批式活性污泥法（sbr）。1.1.4印染废水的危害印染废水中的有害成分很多。其中危害最大的是氮元素。氨氮会消耗水体中的溶解氧，如果排放的废水中含有过多的氨氮，则会导致水体中溶解氧含量迅速下降，影响水质并且会威胁水体中鱼类的生存。废水中的氮会促进水生植物的生长，许多藻类过度繁殖，使得水体变臭，溶解氧降低，影响水中生物的生存。氮元素会转变成硝酸盐以及亚硝酸盐，这会对人类有致癌作用。所以，我们要有效的处理印染废水，保证我们有一个舒适，安全的环境。1.1.5处理印染废水的介质处理印染废水的介质有，壳聚糖，粉煤灰，活性炭。自然界每年生物合成甲壳素可达十亿吨之多, 壳聚糖作为絮凝剂分子, 结构中含有大量的自由氨基和经基, 不但有高效絮凝的作用, 而且无毒性, 具有良好的生物相容性、生物可降解性、抗菌性等优点, 使它在作为吸附剂使用时具有一定的优越性，另外, 由于壳聚糖特殊的结构,其对金属离子也有很好的吸附作用。早在1995 年， 我国粉煤灰累计库存量就很大，现在我国粉煤灰的量居世界之首 ，其中，只有少部分得到综合利用。大量未得到利用的粉煤灰对环境造成了许多不良影响。粉煤灰是一种松散固体集合物， 是由si、al、ca、fe、c 等元素的氧化物和一些微量元素、稀有元素组成的海绵状和空心球状的细小颗粒， 具有很大的比表面积，所以粉煤灰具有脱色的效果。1.2 生物脱氮的机理印染废水中氮元素主要以有机氮和氨氮两种形式存在，一般只含有少量或者不含亚硝酸盐氮和硝酸盐氮。污水处理中的脱氮是由氨化、硝化和反硝化三个步骤完成的。1.2.1氨化反应有机氮化合物在氨化细菌的作用下，分解转化为氨氮的过程被称为氨化作用。污水中的有机氮化合物主要以蛋白质和氨基酸的形式存在，蛋白质在蛋白质水解酶的催化作用下水解为氨基酸，而氨基酸在脱氨基酶作用下转化为氨氮。以氨基酸为例，其反应式如下：rchnh2cooh + o2 氨化细菌 rcooh + co2 + nh31.2.2硝化反应硝化反应是指硝化细菌在好氧条件下，将氨氮氧化成硝酸盐氮的过程。此过程分为两个阶段进行。第一阶段，在亚硝酸菌的作用下，将氨氮转化为亚硝酸盐氮；第二阶段，亚硝酸盐氮在硝酸菌的作用下，进一步被转化为硝酸盐。反应是如下所示：2nh4+ + 3o2 亚硝酸菌 2 no2- + 2h2o + 4h+2 no2-+ o2 硝酸菌 2 no3-1.2.3反硝化作用反硝化反应就是将消化过程中产生的硝酸盐氮或亚硝酸盐氮还原成n2的过程。表现为反硝化细菌在无分子氧的条件下，利用各种有机物作为电子供体，以硝酸盐氮或亚硝酸盐氮作为电子受体进行缺氧呼吸，使硝酸盐氮或亚硝酸盐氮还原成n2。反硝化反应可以用以下方程式表示： no2- + 3 h+ (电子供体-有机物) 反硝化菌 1/2n2 + h2o + oh- no3- + 5 h+ (电子供体-有机物) 反硝化菌 1/2n2 + 2h2o + oh-1.3同步硝化反硝化脱氮技术1.3.1同步硝化反硝化近几年来国内外有研究和报导同步硝化反硝化( simultaneous nitrification and denitrification， 简称snd) 。即在同一反应器中， 相同的操作条件下， 硝化、反硝化反应同时进行4。1.3.2同步硝化反硝化作用机理近几年人们对同步硝化反硝化过程进行了研究，提出了两类观点，一类是基于微生物的环境角度考虑，分为宏观环境论以及微观环境论；另一类是基于微生物的生理学角度考虑：(1)生物学理论近年来，异养硝化细菌、好氧反硝化细菌以及厌氧氨氧化现象的发现，打破了传统理论认为的硝化反应只能由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。国内外学者发现在低溶解氧的环境中，部分微生物可以同时利用氨氮和分子氧作底物进行硝化和反硝化反应，并能够成功的筛选出具有异养硝化或者好氧反硝化功能的菌株，才在真正意义上实现了好氧反硝化5。(2)微环境理论此理论是目前解释snd现象最有说服力的理论之一。该理论认为，由于氧扩散的限制，在微生物絮体内产生溶解氧梯度，由内到外颗粒污泥可分为四层:缺氧区、好氧区、扩散区和外界主体液相区。微生物絮体的外表面溶解氧较高，以好氧菌、硝化菌为主;深入絮体内部，氧传递受阻即外部氧的大量消耗，产生缺氧区，使反硝化菌占优势，从而发生同步硝化反硝化。1.3.3同步硝化反硝化优点与传统脱氮工艺相比，同步硝化反硝化脱氮工艺从理论上来看具有以下特点:(1)硝化反硝化在同一反应器中进行，无需污泥回流，简化工艺流程， 易于装置的集成；(2)硝化反应和反硝化反应产生和消耗的碱度可以互补，减少反应过程中碱度的消耗， 能有效保持反应器中ph 值的稳定，无需另外投加化学药剂； (3)曝气量的节省( 节约氧气的消耗) ， 能够降低能耗；(4)可以实现短程同步硝化反硝化，缩短脱氮过程的反应时间，减少反应器体积，节省运行费用。1.3.4同步硝化反硝化影响因素(1)碳源有机碳源作为异养好氧细菌和反硝化过程的电子供体，起着非常重要的作用。它作为生物生长代谢必需的物质和主要能量来源，被认为是实现生物反硝化的最关键因素之一。对于同步硝化反硝化体系，由于硝化与反硝化反应同时发生，相互制约，使得有机碳源对整个反应体系的影响尤为重要。不同c/n比值、碳源种类及碳源投加方式对同步硝化反硝化的影响也各不相同6：c/n比值的影响 生物脱氮技术是当前应用最为广泛的污水脱氮技术，kuba等（1996）提出当进水c/n比低于3.4时，需投加外碳源保证生物脱氮效果。c/n比低，满足不了反硝化的需要；c/n比过高，硝化反应的速率会降低，不利于氨氮的去除7。该理论的缺陷可以用非平衡增长概念来完善。刘军等、涂保华等在实验研究过程中发现在适当的c/n比范围内，进水c/n比越高，出水总氮越低，总氮的去除率相应的也越高。胡宇华等在研究有机碳源对同步硝化反硝化的影响中提出:在同步硝化反硝化中c:n:p的最佳范围为(60-140):5:1时，使得氨氮的降解率在99.5%以上的有机碳源浓度区间是400mg/l-1000mg/l。碳源的影响 通常碳源可以分为3类: 易于生物降解的溶解性有机物， 如甲醇、乙醇、葡萄糖等；可慢速生物降解的有机物， 如淀粉、蛋白质等；细胞物质， 主要为活性污泥自溶后释放出来的有机碳，可被细菌利用进行反硝化。杜欣等研究表明在试验条件下，以啤酒与淀粉的混合物作为碳源比乙酸钠、葡萄糖等易降解有机物更适合作为同步硝化反硝化的碳源， 既可以保证前期硝化反应的顺利进行， 又为后期的反硝化反应提供了电子供体， 且活性污泥絮体结构密实， 还为snd创造了一定的缺氧微环境8。投加方式的影响 通过控制进水氨氮浓度，采用3种投加方式: 在反应器进水时一次性投加(瞬时加入)；进水及运行2 h时分别投加；进水、运行至1. 5 h及3 h时分别投加，结果表明间歇投加碳源是保证snd 持续进行的有效手段， 间歇投加碳源时的总脱氮率是相同条件下一次性投加碳源的1. 32倍。(2)溶解氧溶解氧是影响同步硝化反硝化效果的重要因素之一。控制系统的溶解氧在一定范围内，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义9氨氮在降解的过程中， 在污泥絮体表层的富氧区硝化， 其浓度随着氧浓度梯度的衰减而增加， 到达污泥絮体内部的缺氧区， 作为电子受体经反硝化菌作用生成n2 排出。在污泥絮体内部，反硝化菌处于优势， 由于反硝化菌为异养型菌， 此时有机电子供体浓度大小将直接影响到snd 的效果。反硝化作用受曝气量的抑制，高曝气量不利于反硝化作用，但是较低的曝气量又将使硝化作用不完全，因而寻找一个适当的曝气量才能够使同步硝化反硝化脱氮最为彻底。munch的研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/l左右时，硝化速率等于反硝化速率，从而导致了完全的同步硝化反硝化10。(3)絮体结构絮体结构主要是指活性污泥颗粒大小、颗粒密实程度、颗粒浓度等方面的特征。这些特征将直接影响污泥絮体内部好氧区与厌氧区比例的大小，进而影响絮体内部物质的传递效果和微生物对溶解氧及底物获取的难易程度。体积较大的污泥颗粒增加了缺氧微环境的比例，结构密实的颗粒的传质阻力大，污水中的有机碳源很难扩散传递到其内部，导致内部微生物难以获得充足的碳源，从而影响反硝化反应的进行。当活性污泥颗粒浓度较低时，由于曝气的搅动，湍流加剧，会使得活性污泥絮体表面更新速率加快，很难形成缺氧微环境，因而也难以进行反硝化反应。因此，只有活性污泥颗粒大小、密实度及浓度大小适中时，才能保证溶解氧和有机碳源在絮体内部分布均匀，以利于实现同步硝化反硝化11。(4)ph值ph值是影响同步硝化反硝化的又一个重要因素。硝化菌对ph值的变化十分敏感，对其生长适宜的ph值为8.0-8.4之间。与此同时，对反硝化反应最适宜的ph值是6.5-7.5，ph高于8或者低于6，反硝化速率将大为下降。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的互补性，同步硝化反硝化的最适ph值应在7.5左右。(5)温度硝化和反硝化反应的适宜温度为20-30 ，低于15 时，反应速度迅速下降，5 时，反应几乎完全停止。温度在20-30 变化时，温度对反硝化菌的影响要小于对亚硝酸菌的，随着温度的升高，同步反硝化效果相对得到了加强。当温度为25-30 时，sbr-snd 系统脱氮效果较好。1.4 sbr工艺1.4.1 sbr工艺概述与发展sbr是序列间歇式活性污泥法（sequencing batch reactor）的简称，是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术，又称序批式活性污泥法。序批式活性污泥法( sbr) 是由美国r.irvine 教授等人在20世纪70 年代初开发的， 80 年代初出现了连续进水的iceas 工艺， 随之goranzy 教授开发了cass 和cast 工艺，90 年代比利时的seghers 公司又开发了unitank 系统， 把经典sbr 的时间推流与连续系统的空间推流结合了起来。我国也于80 年代中期开始对sbr 进行研究，目前应用已比较广泛12。1.4.2 sbr工艺特点sbr工艺最突出的特点是只有单一的间歇反应池，把反应过程和沉淀过程集中在同一个反应池内，是一种按时间顺序的污水处理方法。因此，sbr工艺具有一系列独特的优点：(1)工艺流程简单、占地面积小运行费用低sbr法的主体工艺设备只有一个间歇反应池，与连续回流活性污泥工艺相比，不需要设置二沉池与污泥回流设备，在一般情况下也可以不设初沉池和调节池，大大节省了sbr工艺的占地面积，时期结构布置更加紧密，基建投资和运行费用更低13。(2)生化反应的推动力大、速率快、效率高在sbr系统中，虽然底物浓度在空间上属于完全混合型，但在时间上却属于一种理想的推流过程。由于sbr具有底物浓度梯度大、生化反应推动力大的特点，克服了连续回流完全混合曝气池中底物浓度低、生化反应推动力小和推流式曝气池中水流反混严重的缺点。(3)有效防止污泥膨胀污泥膨胀问题是传统污泥法运行过程中常常发生且难以杜绝的问题。sbr系统在时间上存在有机物的浓度梯度。在进水期，系统中有机物浓度高，有利于菌胶团的形成，使专性好氧丝状菌的生长处于弱势。而在反应后期，虽然系统中有机物的浓度较低，但可以通过调整曝气量使溶解氧浓度维持在较低水平，从而抑制丝状菌的生长。此外污泥灵较短也是抑制丝状菌生长的因素之一。因此sbr系统中的活性污泥微生物具有良好的沉降性能14。(4)运行方式灵活、耐冲击负荷强为了达到不同水质的净化要求，sbr工艺可以根据不同污水的水量水质变化，通过时间上有效地控制和变化，改变不同的运行方式，以满足不同的出水水质要求，具有较强的灵活性。对时间上来说，sbr法虽然是理想的推流过程，但就反应池中的混合状态而言，仍属于典型的完全混合式，具备完全混合曝气所特有的优点。sbr反应池在充水时相当于一个均化池，可以承受高峰流量和有机物浓度的冲击15。1.5课题研究内容与目的1.5.1 课题研究目的和意义随着纺织企业的不断扩大，印染废水的排放量逐年增加，废水中含有的大量难降解有机污染物以及有害物质，排入水体严重破坏了水的生态平衡，以及水资源16。同时，生产中外加的无机盐转入废水中，导致废水含盐量高、电导率大、处理困难。纺织行业用水需求量也不断增大，采用印染废水回用新技术成为减轻污染、节约水资源、实现行业健康发展的关键途径之一。因此提出可靠、经济可行的废水深度处理及回用技术，通过回用减少排污 ，节约用水，解决印染水资源短缺问题，对印染行业的可持续发展具有重要意义，以及对生态系统以及水资源的保护也有着重要的意义17。1.5.2 课题研究内容染色阶段排放的染色废水，水量较大,水质随所用染料的不同而不同,一般呈强碱性,色度很高,可生化性较差 ;浓度较高 ;废水水质随原材料、生产品种、生产工艺、管理水平的不同而有所差异,污染物成分差异很大。印染废水的特点是成分复杂、有机物含量高。通过研究一些新型的处理方法，来处理印染废水，降解废水中的有机物质，对废水进行脱色处理，以达到排放的标准，保护水资源，保持生态平衡。由于现在的处理污水的方法很多，但是，基于每种方法各自的特点各有不同，所得到的效果各有差异。所以本课题的主要研究内容是，将混凝法，水解酸化，和活性污泥法，进行合理的组合，以达到预期的处理污水的效果。第2章 实验材料和方法2.1实验材料2.1.1 实验用水和原料 药剂：粉煤灰，刚果红，溴酚蓝，重铬酸钾，硫酸，硫酸汞，硫酸银模拟废水配制：秤取5g刚果红于100ml烧杯中用去离子水溶解，然后，倒入500ml容量瓶中进行定容。模拟废水指标如表2-1表2-1 模拟废水的指标项目范围cod(mg/l)20-79nh4+-n(mg/l)2.5-5do(mg/l)3.18-3.252.1.2 实验装置 实验采用序列间歇式活性污泥法（sbr），序批式反应器为2l饮料瓶制成的圆柱形反应器内径约为15cm，高约为25cm，有效容积1.8l。反应器顶端有内径约为8cm的口，用于进水、搅拌和取样。以砂头作为曝气装置，本实验的进水、取样和出水均为人工操作。实验装置如图2-1。水浴锅污泥曝气装置搅拌装置图2-1 sbr工艺实验装置(1)曝气泵：微孔曝气砂头，好氧硝化阶段对污泥进行充氧曝气；(2)搅拌器：用于使污泥与水混合均匀，排除水中的空气，形成厌氧条件；(3)水浴锅：保持反应器温度稳定2.1.3 仪器设备实验测试的相关仪器及型号如下表所示。表2-2实验仪器及型号 仪器 型号 电子天平 fa1004n电子天平 恒温干燥箱 gzx-9070me数显鼓风干燥箱 紫外分光光度计 uv-7504单光束紫外-可见分光光度计 可见光分光光度计 721可见分光光度计 搅拌器 jj-1精密增力电动搅拌器 恒温水浴锅 hh-1数显恒温水浴锅 ph测定仪 phs-3c型精密ph计 曝气泵 hx-8800曝气泵 电加热器 dl-i-15台式封闭电炉实验过程中的玻璃仪器：50ml比色管10支，25ml比色管5支，2cm*1cm宽比色皿2个，1cm*1cm窄比色皿2个，1cm*1cm石英皿2个，漏斗2个，250ml烧杯3个，250ml磨口锥形瓶3个，250ml锥形瓶3个，100ml容量瓶4个，1000ml容量瓶5个，试剂瓶6个，棕色试剂瓶3个，玻璃棒1个。2.2实验指标测试方法2.2.1 模拟废水最大波长的确定 称取0.5g刚果红染料放入500ml容量瓶中，用自来水溶解稀释至刻度线配制浓度为1g/l的模拟染料废水，然后根据需要进行稀释，配制成五种不同浓度的刚果红溶液，采用可见分光光度计测定不同浓度的刚果红溶液在不同波长下的吸光度。测定不同浓度在不同波长下的吸光度，找出最大吸收波长。2.2.2 nh4+-n的测定1ml水样稀释至50ml+1ml纳氏试剂有nh4+-n加入后呈颜色，10min之后，在425nm检测。原理：hgi2和ki的碱性溶液与nh3反应淡红棕色胶态化合物，此颜色在较宽的皿内强烈吸收。(1) 50%酒石酸钠钾溶液 称取50g酒石酸钠钾（knac4h4o64h2o）溶于100ml去离子水中，加热煮沸除去nh3冷却，定容至100ml。(2) 纳氏试剂 称取16gnaoh溶于50ml去离子水中，冷却； 先称7gki溶于50ml去离子水中，在称10ghgi2，溶于上述ki溶液中； 将溶液在搅拌条件下缓慢注入溶液中，标定至100ml，贮存在塑料瓶中避光，纳氏试剂可用1- 2周。2.2.3 no2-n的测定1ml水样稀释至50ml+1ml对氨基苯磺酸（反应28min）+1ml醋酸钠+1ml盐酸a萘胺溶液30min后在520nm波长检测(1)对氨基苯磺酸溶液称0.6g对氨基苯磺酸溶于80ml热水中，冷却后加入20ml浓盐酸，标定至100ml。(2)ch3coona溶液称取16.4gch3coona溶于去离子水中，标定至100ml。(3)盐酸a萘胺溶液称取0.6g（盐酸）a萘胺1-萘胺溶于1ml浓盐酸水中，稀释至100ml溶液若混浊，则应过滤储存于棕色试剂瓶中，低温贮存2.2.4 no3-n的测定1ml水样+1ml1moll盐酸稀释至50ml紫外检测220nm-2*275nm石英皿1moll盐酸的配置：37%浓盐酸c11.711.8moll取1ml37%浓盐酸则 11.75*1=1*vh2ovh2o=11.75ml所以vhcl=8.51ml(每100ml1mollhcl)2.2.5 cod的测定 (1)高锰酸钾法仪器与试剂： a.酸式滴定管50ml；锥形瓶250ml b.高锰酸钾溶液（15kmno40.1mol/l）：称取3.2g kmno4溶于1.2l蒸馏水中煮沸，使体积减少至1l左右，放置过夜。用g-3号玻璃纱芯漏斗过滤后，滤液贮于棕色瓶中，避光保存。 c.高锰酸钾溶液（15kmno40.01moll）：吸取100ml0.1moll kmno4溶液于1000ml容量瓶中，用水稀释至刻度，混匀贮于棕色瓶中，避光保存。此溶液约为0.01moll，使用当天应标定其准确浓度。 d.草酸钠标准溶液（12na2c2o4=0.1000moll）：称取0.6705g在105110烘干1h并冷却的草酸钠溶于水，移入1000ml容量瓶中，用水稀释至刻度。 e.草酸钠标准溶液（12na2c2o4=0.0100moll）：吸取10.00ml上述草酸钠溶液，移入100ml容量瓶中，用水稀释至刻度。 f.（1+3）硫酸实验步骤 a.取样：清洁透明水样取样100ml，浑浊水取1025ml，加蒸馏水稀释至100ml，将水样放入250ml锥形瓶中，共3份。 b.加入5ml（1+3）h2so4，用滴定管准确加入10ml0.01mollkmno4溶液（v1）并投入几粒玻璃珠，加热至沸腾，从此时准确煮沸10min。若溶液红色消失，说明水中有机物含量太多，则另取较少量水样用蒸馏水稀释23倍（至总体积100ml）再按1.2重做。 c.煮沸10min后趁热用吸量管准确加入10.00ml0.0100moll草酸钠溶液（v2），摇动均匀，立即用0.01mollkmno4溶液滴定至显微红色。记录消耗kmno4溶液的量（v1）高锰酸钾指数（o2mgl）= c1(v1+v2)-c2v2*8*1000 v水c1kmno4标准溶液浓度(0.01mol/l)c2na2c2o4标准溶液浓度（12na2c2o4=0.0100moll）kmno4溶液的标定将50ml蒸馏水和5ml（1+3）h2so4依次加入250ml锥形瓶中，然后用移液管加10.00ml0.0100moll na2c2o4标准溶液，加热至7085，用0.01mol/l kmno4溶液滴定至溶液由无色至刚刚出现浅红色为滴定终点。记录0.01mol/l kmno4溶液用量。共做三分，并计算kmno4标准溶液的准确浓度。(2)重铬酸钾法用0.25mg/l浓度重铬酸钾溶液可测定大于50mg/l的cod值，未经稀释水样的测定上限是700mg/l。用0.025mol/l浓度的重铬酸钾溶液可测定550mg/l的cod值，但低于10mg/l时测量准确度较差。重铬酸钾标准溶液（1/6k2cro7=0.25mol/l）:称取预先在120烘干2h的基准或优级纯重铬酸钾12.258g，溶于水中，移入1000ml容量瓶中稀释至标线，摇匀。硫酸亚铁铵标准溶液（nh4）2fe(so4)26h2o0.1mol/l：称取39.5g硫酸亚铁铵溶于水中，边搅拌边缓慢加入20ml浓硫酸，冷却后移入1000ml容量瓶中，加水稀释至标线，摇匀，临用前用重铬酸钾溶液标定。标定方法：准确吸取10.00ml重铬酸钾标准溶液于500ml锥形瓶中，加水稀释至110ml左右，缓慢加入30ml浓硫酸，混匀，冷却后，加入3滴试亚铁灵指示液（约0.15ml）用硫酸亚铁铵溶液标定，溶液的颜色由黄色经蓝绿色至红褐色，即为终点。试亚铁灵指示液：称取1.458g邻菲罗啉（c12h8n2h2o）0.635g硫酸亚铁（feso47h20）溶于水中，稀释至100ml，贮于棕色瓶中。硫酸-硫酸银溶液：于2500ml浓硫酸中加入25g硫酸银，放置两天，不时摇动使其溶解（如无2500ml容器，可在500ml浓硫酸中加入5g银）。硫酸汞：结晶或粉末。2.3 sbr运行方式在实验研究过程中sbr反应器采用间歇进水、间歇排水的方式，按照进水好氧曝气厌氧搅拌沉淀排水静置的流程运行，运行周期根据实验所需条件进行设定。每周期开始瞬时加入印染废水1l左右。2.4 实验运行方式2.4.1 污泥驯化过程 (1)活性污泥驯化阶段 污泥为污水处理厂的活性污泥，印染废水为模拟废水。 污泥驯化周期为12h：(2)活性污泥形成阶段(3)活性污泥生长阶段(4)活性污泥实现同步硝化反硝化泥驯化过程瞬间进水曝气6（h）缺氧搅拌3（h）沉降2.9（h），周期为12（h）。2.4.2 确定最适壳聚糖、粉煤灰的量 配制模拟废水，在不同浓度废水中，加入不同量的壳聚糖，粉煤灰进行搅拌，搅拌3小时后，测量其澄清液的吸光度。选择最适的量，选择最好的介质。2.4.3粉煤灰改性用6mol/lhcl，h2so4 浸泡24小时，洗涤至中性，过滤，烘干，碾碎，备用。取5g/100ml的改性粉煤灰在不同ph值下侧脱色率。2.5 技术路线活性污泥驯化培养驯化结束后的活性污泥曝气6小时搅拌3小时澄清，吸取上清液测定氨氮、硝氮、亚硝氮cod粉煤灰处理的废水图2-2 技术路线第3章 结果与讨论3.1污泥的培养与驯化本实验所用活性污泥取自吉林市污水处理厂二沉淀池，具有良好的活性，易于驯化。将其加入至sbr反应器中，加生活污水1l，每天进水一次，以不同浓度的进水负荷对污泥进行驯化培养。驯化阶段，通过测定溶解氧保证sbr反应器内溶氧充足，水温保持在36左右，培养时间接近11天左右时，活性污泥基本驯化成熟，可供后期实验使用。3.1.1活性污泥驯化过程中氨氮变化图3-1 进、出水氨氮浓度随时间变化图3-2 氨氮去除率随时间的变化从图3-1可知，在污泥驯化前期，进水氨氮和出水氨氮的浓度变化幅度很大，但是在污泥驯化成熟时，出水的氨氮浓度变化缓慢，最后趋于平衡。从图3-2可知，活性污泥驯化前期1-3天氨氮去除率很低，驯化一段时间约8-10天后，氨氮去除率逐渐升高，实验过程中会受到其他因素影响，整体来说氨氮去除率一直快速增长最终能达到70%。3.1.2 活性污泥驯化过程中氨氮、硝氮的浓度表3-1 活性污泥驯化过程中氮的浓度时间（d）进水氨氮（mg/l）出水氨氮（mg/l）进水硝氮（mg/l）出水硝氮（mg/l）12.830.990.161.2623.110.70.210.8333.540.290.060.5443.6900.130.6853.780.070.200.1864.110.170.190.2774.120.090.210.6683.960.080.111.0293.780.050.321.04103.890.260.211.3114.250.110.220.31123.690.210.211.06133.890.10.230.98144.120.040.320.33153.590.280.260.75163.980.120.211.784174.100.250.210.32183.980.190.100.86194.120.150.150.64从表3-1中可知，污泥驯化前期，出水氨氮和总氮的浓度要比驯化成熟时要小，当污泥驯化结束时，总氮浓度明显要小初始的总氮浓度。3.1.3 活性污泥驯化过程中总氮变化图3-3 总氮的浓度随时间的变化图3-4 总氮的去除率随时间的变化如图3-3所示，在污泥驯化前期，进出水的总氮浓度相差不大，一段时间后，出水总氮的浓度开始下降，在后期，总氮的浓度开始缓慢，最后趋于平衡。那是因为，后期，污泥已经驯化成熟。如图3-4所示，前期总氮的去除率很低，但是，一段时间后，开始上升，最后趋于平衡。最大的去除率达到51%。3.1.4 活性污泥驯化过程中cod浓度的变化图3-5 cod浓度随时间的变化图3-6 cod去除率随时间的变化如上图所示，在污泥驯化阶段中，进水cod浓度比出水do浓度高，实验过程中出水do浓度基本保持不变，由于其他因素的影响出现拐点但总趋势仍是基本不变。cod的去除率可达到54.6%。3.1.5 污泥驯化结束后 ph对同步硝化反硝化脱氮效果的影响ph值是影响同步硝化反硝化的一个重要因素。硝化菌对ph值的