完整版印染废水的深度处理与回用的关键技术研究毕业设计Word文档格式.docx
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Keywords:
SBRprocess,Simulatedwastewater,nitrogenremoval.simultaneousnitrificationanddenitrification
摘要I
AbstractII
目录III
第1章绪论1
1.1课题研究背景1
1.1.1国内外处理印染废水的现状1
1.1.2印染废水的组成及特点1
1.1.2印染废水处理1
1.1.3处理印染废水的方法和特点2
1.1.4印染废水的危害3
1.1.5处理印染废水的介质3
1.2生物脱氮的机理4
1.2.1氨化反应4
1.2.2硝化反应4
1.2.3反硝化作用4
1.3同步硝化反硝化脱氮技术5
1.3.1同步硝化反硝化5
1.3.2同步硝化反硝化作用机理5
1.3.3同步硝化反硝化优点5
1.3.4同步硝化反硝化影响因素6
1.4SBR工艺8
1.4.1SBR工艺概述与发展8
1.4.2SBR工艺特点8
1.5课题研究内容与目的9
1.5.1课题研究目的和意义9
1.5.2课题研究内容10
第2章实验材料和方法11
2.1实验材料11
2.1.1实验用水和原料11
2.1.2实验装置11
2.1.3仪器设备12
2.2实验指标测试方法13
2.2.1模拟废水最大波长的确定13
2.2.2NH4+-N的测定13
2.2.3NO2--N的测定13
2.2.4NO3--N的测定14
2.2.5COD的测定14
2.3SBR运行方式16
2.4实验运行方式16
2.4.1污泥驯化过程16
2.4.2确定最适壳聚糖、粉煤灰的量16
2.4.3粉煤灰改性17
2.5技术路线18
第3章结果与讨论19
3.1污泥的培养与驯化19
3.1.1活性污泥驯化过程中氨氮变化19
3.1.2活性污泥驯化过程中氨氮、硝氮的浓度20
3.1.3活性污泥驯化过程中总氮变化21
3.1.4活性污泥驯化过程中COD浓度的变化22
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22
3.2壳聚糖对模拟废水的处理研究23
3.2.1壳聚糖的量对模拟废水的影响24
3.2.2最适壳聚糖的量处理废水的氨氮浓度24
3.2.3最适壳聚糖的量处理废水的COD浓度25
3.3粉煤灰对模拟废水的处理研究25
3.3.1不同粉煤灰添加量下脱色率的确定26
3.3.2最适粉煤灰的量处理废水的氨氮浓度27
3.4粉煤灰的改性27
3.4.1粉煤灰改性后最适的pH值28
3.4.2粉煤灰改性后处理废水的氨氮浓度28
3.5粉煤灰投加到SBR29
3.5.1粉煤灰投加到SBR中氨氮的浓度29
3.5.2粉煤灰投加到SBR中氨氮、硝氮的浓度30
3.5.3粉煤灰投加到SBR中总氮的变化31
3.5.4粉煤灰投加到SBR中COD的变化32
3.6最佳工艺条件的确定32
结论33
参考文献34
致谢37
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ＷＴＯ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800mg/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+NH3
1.2.2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2NO2-+2H2O+4H+
2NO2-+O2硝酸菌2NO3-
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-+3H+（电子供体-有机物）反硝化菌1/2N2+H2O+OH-
NO3-+5H+（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（SimultaneousNitrificationandDenitrification，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]：
①C/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。
②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]。
③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2h时分别投加；
进水、运行至1.5h及3h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。
1.4SBR工艺
1.4.1SBR工艺概述与发展
SBR是序列间歇式活性污泥法（SequencingBatchReactor）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]。
1.4.2SBR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。
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