高盐榨菜废水物化生化处理技术的研究

高盐榨菜废水物化生化处理技术的研究

姓名：郑海领申请学位级别：硕士专业：环境工程领域指导教师：张智20120526

中文摘要摘要高盐榨菜废水具有高有机物高氮磷的特点，不经处理排放会对环境造成很大的破坏。论文分别对Ｆｅｎｔｏｎ法、电化学法、厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）以及厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）．电化学组合工艺处理高盐榨菜废水进行了系统的研究。①对高盐榨菜废水采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法进行处理，结果表明：在室温下，进水ｐＨ＝４．４．５．０，Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，ｎ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比＝４：１，反应时间２０ｍｉｎ时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别为２９．０％、１５．４％，调节反应出水ｐＨ值，对ＣＯＤ和磷酸盐的去除率有较大影响，当调节出水ｐＨ＝６时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别上升到５１．Ｏ％、９９．５％。Ｆｅｎｔｏｎ氧化法对磷酸盐的去除效果十分理想，对ＣＯＤ的去除效果有限，且其８０元，处理成本较高。②采用电化学方法处理高盐榨菜废水时，以网状Ｔｉ／Ｒｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极，电流密度、极板间距和电解时间对废水中主要污染物的去除有较大影响。选择最优电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为４ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、１３７、３７５、７ｍｇ／Ｌ，ｍｍｏｌ／Ｌ３０％Ｈ２０２用量较大，处理每吨废水的成本为１６．１对应的去除率为１００％、７２％、９４％、８７％。电解３０ｍｉｎ，氨氮可全部去除；电解１２０ｍｉｎ，出水ＣＯＤ方能达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）三级排放标准，以此计算，处理１吨废水电费为９０．０元。可见，仅仅采用电化学处理榨菜废水，不但达标排放困难，而且会造成很大的电力资源浪费。③采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水，得出以下结论：温度对反应器的启动有重要影响：在填料投加比为６０％，废水停留时间为１ｄ，有机负荷控制在２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），运行温度为１０℃的条件下启动反应器。进水ＣＯＤ为５４７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为４４２５ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率仅为２２％；运行温度升高到３０℃，出水ＣＯＤ降为５５０ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率上升到９０％，ＣＯＤ去除率大大提高。反应器成功启动后，确定最佳运行温度为３０＂Ｃ，最佳有机负荷为３．０埏ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为１３８、５３７、５８７５、５９ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３９６、５００、７７５、４８ｍｇ／Ｌ，对应的总氮、ＣＯＤ、磷酸盐去除率分别为７％、８７％、１６％。出水不能达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８—１９９６）。④根据以上的研究结果，采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）．电化学组合工艺处理高盐榨菜废水，得出以下结论：重庆大学硕士学位论文废水先采用ＡＳＢＲ预处理，出水再经过电化学进一步处理，在电流密度为８８ｍＡ／ｅｍ２，极板间距为２ｅｍ的条件下，电解时间为１０ｍｉｎ时，进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３８６、４９６、６２５、４８ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为２１９、３３９、３７５、４２ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为４３％、３２％、４０％、１３％，出水达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）三级排放标准，处理１吨废水的电费为４．５元；电解时间为４０ｍｉｎ时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为Ｏ、８６、９０、２０ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为１００％、８３％、８６％、５９％，ＣＯＤ可达到国家一级排放标准，处理１吨废水的电费为１６．５元。高盐榨菜废水经过ＡＳＢＲ的预处理，大大降低了废水中的ＣＯＤ，且使废水中的总氮大部分转化成氨氮，不但使后续的电化学法大大节约了电力资源，同时由于电化学法对氨氮的去除效果显著，从而还大大提高了废水中总氮的去除率，是一种处理高盐榨菜废水的可行方法。关键词：榨菜废水，高盐废水，Ｆｅｎｔｏｎ试剂，厌氧序批式反应器，电化学氧化英文摘要ＡＢＳＴＲＡＣＴＨｉｇｈ—ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｉｎｃｌｕｄｅｓｍａｎｙｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ，ｓｕｃｈｎｉｔｒｏｇｅｎａｓｈｉｇｈｏｒｇａｎｉｃ，ｈｉｇｈａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ，ｄｕｅｔｏｔｈｅｈｉｇｈｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｉｆｔｈｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｄｉｓｃｈａｒｇｅｓｃａｕｓｅａｗｉｔｈｏｕｔｄｉｓｐｏｓａｌ，ｉｔｗｉｌｌｓｅｐａｒａｔｅｌｙｓｔｕｄｉｅｄＥｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｏｎｌｏｔｏｆｄａｍａｇｅｔｏｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．Ｔｈｉｓｐａｐｅｒｗａｓｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｈｉｇｈ－ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｕｓｉｎｇＦｅｎｔｏｎｒｅａｇｅｎｔ，ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇｂａｔｃｈｏｘｉｄａｔｉｏｎ，ＡＳＢＲ（Ａｎａｅｒｏｂｉｃｒｅａｃｔｏｒ）ａｎｄＡＳＢＲ—Ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｏｘｉｄａｔｉｏｎ．①Ｆｅｎｔｏｎｒｅａｇｅｎｔｗａｓｕｓｅｄｔｏｔｒｅａｔｈｉｇｈ－ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒ，ｔｈｅｔｅｓｔｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔｔｈｅｍａｘｉｍｕｍｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｏｆＣＯＤａｎｄＰ０４３。．ＰｆｏｒｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓＷａｓ２９．Ｏ％ａｎｄ１５．４％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙｕｎｄｅｒｔｈｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓｏｆｎｏｒｍａｌｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ，ｐＨ＝４．４－５．０，ｔｈｅｄｏｓａｇｅｓｏｆＨ２０２ｗａｓ８０ｍｍｏｌ／Ｌ，ｔｈｅｍｏｌｅｒｒａｔｉｏｏｆＨ２０２／ＦｅＳ０４‘７Ｈ２０ＷａｓｔｈｅｏｘｉｄａｔｉｏｎｔｉｍｅＷａｓ２０ｍｉｎ，ａｆｔｅｒｓｅｔｔｌｉｎｇｆｏｒ２０ｍｉｎ，ｔｈｅｐＨＷａｓ４，ａｎｄ６ｗｉｔｈａｄｊｕｓｔｅｄｔｏＮａｏＨ，ｍｅｍａｘｉｍｕｍｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｏｆＣＯＤａｎｄａｎｄｇｏｔａＰ０４３－一Ｐｃｏｕｌｄｒｅａｃｈ５１．Ｏ％ａｎｄ９９．５％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙｒｅａｇｅｎｔｔｏｂｅｔｔｅｒｅｆｆｅｃｔ．ＩｔｗａｓａｌｓｏｆｏｕｎｄｔｈｅｓｐｅｃｉｆｉｃｉｔｙｏｆＦｅｎｔｏｎａａｄｊｕｓｔｐＨｖａｌｕｅｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｏｒａｎｇｅｏｆ２．５・３．ｔｏｔｒｅａｔ②ＥｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌａｎｏｄｅＷａｓｅｘｐａｎｄｅｄｔｉｍｅｈａｖｅｏｘｉｄａｔｉｏｎＷａｓｕｓｅｄｈｉｇｈ—ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒ．ＴｈｅＴｉ／Ｒｕ０２－Ｔｉ０２－Ｉｒ０２一Ｓｎ０２ｅｘｐａｎｄｅｄｍｅｔａｌｓｈｅｅｔｅｌｅｃｔｒｏｄｅ．ＴｈｅｃａｔｈｏｄｅＷａｓｅｌｅｃｔｒｏｌｙｔｉｃｍｅｔａｌｓｈｅｅｔｅｌｅｃｔｒｏｄｅ．Ｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙ，ｅｌｅｃｔｒｏｄｅｐｌａｔｅｉｎｔｅｒｖａｌａａｎｄｇｒｅａｔｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｎｍａｉｎｐｏｌｌｕｔａｎｔｒｅｍｏｖａｌ．Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔ：ｕｎｄｅｒｔｈｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｗｉｔｈｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙ１１３ｍＡ／ｃｍ２，ｅｌｅｃｔｒｏｄｅｐｌａｔｅｉｎｔｅｒｖａｌ４ｃｍ，ｅｌｅｃｔｒｏｌｙｔｉｃｔｉｍｅ９０ｍｉｎ，ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３＇．ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｗａｓ１６１，４９６，６０７５，４８ｍｇ／Ｌ，ｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３＂－ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎａｃｈｉｅｖｅｄ０，１３７，９２５，７ｍｇ／Ｌ，ｗｈｉｃｈｒｅｍｏｖａｌｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．ＮＨ３－Ｎｃａｎｒａｔｅａｃｈｉｅｖｅｄ１００％，７２％８５％ａｎｄ８７％ｒｅａｃｈｔｈｅｆｉｒｓｔｇｒａｄｅｄｉｓｃｈａｒｇｅｓｔａｎｄａｒｄ．ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇｂａｔｃｈ（查）ＡＳＢＲ（ＡｎａｅｒｏｂｉｃＴｈｅｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｒｅａｃｔｏｒ）Ｗａｓｕｓｅｄｔｏｔｒｅａｔｈｉｇｈ—ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒ，ｔｈｅｔｅｓｔｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔ：ａｆｆｅｃｔｅｄｏｎｔｈｅｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｏｆＡＳＢＲｒｅａｃｔｏｒｓｔａｒｔｉｎｇ：ｕｎｄｅｒｔｈｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｗｉｔｈｆｉｌｌｅｒｄｏｓｉｎｇｒａｔｉｏ６０％，ＨＲＴｌｄ，ｔｈｅｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇ２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ），ｔｈｅｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ３０℃，ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３＂－ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｗａｓ１５４，４６１，５４７５，５６ｍｇ／Ｌ，ｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔＮＨ３一Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３－－ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎａｃｈｉｅｖｅｄ３４８，４５１，５５０，４７ｍｇ／Ｌ，ｗｈｉｃｈｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅａｃｈｉｅｖｅｄ２％，９０％ａｎｄ８７％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．ＴｈｅＡＳＢＲｒｅａｃｔｏｒｓｔａｒｔｅｄｓｕｃｃｅｓｓｆｕｌｌ％ｔｈｅｒｅａｃｔｏｒＷａｓｕｓｅｄｔｏｐｒｅｔｒｅａｔｈｉｇｈ—ｓａｌｔＩＩＩ重庆大学硕士学位论文ｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒ，ｔｈｅｔｅｓｔｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔ：ｕｎｄｅｒｔｈｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｗｉｔｌｌｆｉｌｌｅｒｄｏｓｉｎｇｒａｔｉｏ６０％，ＨＲＴｌｄ，ｔｈｅｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇ３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３－ｄ），ｔｈｅｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ３０＂Ｃ，ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４’＇－ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｗａｓ１３８，５３７，５８７５，５９ｍｇ／Ｌ，ｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄｐ０４３＇－ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎａｃｈｉｅｖｅｄ３９６，５００，１０００，４８ｍｇ／Ｌ，ｗｈｉｃｈｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅａｃｈｉｅｖｅｄ７％，８７％ａｎｄ１６％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．ｏｆｔｒｅａｔｉｎｇｈｉｇｈ－ｓａｌｔｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｂｙｕｓｉｎｇｔｈｅ④Ｔｈｅｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｃｏｍｂｉｎａｔｉｖｅｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｏｆ“ＡＳＢＲ—Ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｏｘｉｄａｔｉｏｎ’’ｓｈｏｗｅｄｔｈａｔ：ＴｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔｆｒｏｍｔｈｅＡＳＢＲｒｅａｃｔｏｒｗａｓｆｕｒｔｈｅｒｔｒｅａｔｅｄｂｙｕｓｉｎｇＥｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｅｘｐａｎｄｅｄｍｅｔａｌｓｈｅｅｔｏｘｉｄａｔｉｏｎ：ＴｈｅａｎｏｄｅｗａｓＴｉ／Ｒｕ０２－Ｔｉ０２－Ｉｒ０２－Ｓｎ０２ｃａｔｈｏｄｅＷａＳ８８ｅｌｅｃｔｒｏｄｅ．Ｔｈｅｄｅｎｓｉｔｙｅｘｐａｎｄｅｄｍｅｔａｌｓｈｅｅｔｅｌｅｃｔｒｏｄｅ，ｕｎｄｅｒｔｈｅｃｏｎｄｉｔｉｏｎｗｉｍｃｕｒｒｅｎｔｍＡ／ｃｍ２，ｅｌｅｃｔｒｏｄｅｐｌａｔｅｉｎｔｅｒｖａｌ２ｃｍ，ｅｌｅｃｔｒｏｌｙｔｉｃｔｉｍｅ４０ｍｉｎ，ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３＂＿ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎＷａＳ３８６，４９６，６２５，４８ｍｇ／Ｌ，ｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔＮＨ３－Ｎ，ＴＮ，ＣＯＤａｎｄＰ０４３＂．ｐｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎａｃｈｉｅｖｅｄ０，８６，９０，２０ｍｇ／Ｌ，ｗｈｉｃｈｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅａｃｈｉｅｖｅｄ１００％，８３％８６％ａｎｄ５９％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．ｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔｄｉｓｃｈａｒｇｅｓｔａｎｄａｒｄ．Ｃａｎｒｅａｃｈｔｈｅｔｈｉｒｄｇｒａｄｅｓｔａｎｄａｒｄ，ＴｈｅｐＨ，ＮＨ３－ＮａｎｄＣＯＤＣａｎｒｅａｃｈｔｈｅｆｉｒｓｔｇｒａｄｅｄｉｓｃｈａｒｇｅＫｅｙｗｏｒｄｓ：ｐｉｃｋｌｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒ；ｈｉｇｈ—ｓａｌｔ，Ｆｅｎｔｏｎｒｅａｇｅｎｔ，Ａｎａｅｒｏｂｉｃｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇｂａｔｃｈｒｅａｃｔｏｒ，ＥｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｏｘｉｄａｔｉｏｎＩＶ１绪论１绪论环境问题已被国际公认为是将影响２１世纪可持续发展的三大关键问题之一。随着我国经济的高速发展和人民生活水平的不断提高，工业废水的排水量日益增加。而据《中国化工信息》报道，目前全国约ｌ／３以上的工业废水和９／１０以上的生活污水未经处理直接排入河湖，水环境被严重污染。因此，大力提高废水处理量是当前我国面临的主要问题之一。１．１高盐废水的来源、特点及性质１．１．１高盐废水的来源高盐度废水是指总含盐质量分数至少为１％的废水，其来源广泛、成份复杂。常见的高盐度废水主要有以下几个来源【１，２１：①海水代用排放的废水所谓海水代用就是将海水不进行淡化而直接代替某些场合使用的淡水资源。为缓解淡水资源日益紧缺的局面，近年来许多沿海城市开始推行海水直接利用。海水可直接利用于很多方面：１）在工业上，海水可以广泛的用作锅炉冷却水，应用到电力、钢铁、化工、纺织、机械、冶金等行业上。发达国家海水冷却水用量已经超过了１０００亿ｍ３。青岛电厂１９３６年就开始将海水作为工业冷却水，至今已经有７０年的历史。２）海水用作工业生产用水，主要用于建材、印染、化工、海产品加工等行业；３）在城市生活中，海水代替淡水冲洗厕所、冲洗道路、消防及游泳娱乐等方面，其中以海水冲厕应用最广。海水冲厕的普及率高达７０％以上，未来计划普及提高到１００％，并因此成为世界上唯一以海水作为冲厕水的城市。目前天津、青岛、厦门、深圳等城市已开始进行利用海水冲厕的试点工作。②工业生产废水一些工业行业在生产过程中会排放出大量高浓度的无机盐类（主要为氯化钠和硫酸盐等）的有机废水，如化学试剂的生产、石油、天然气的开采。化工生产在制造化学试剂，如杀虫剂、灭草剂等，印染、造纸和腌制过程中产生大量的含盐废水。在中国石油开采、化工、制药等行业是中国的主要工业部门，这些行业属于重污染行业，废水排放量大，且废水中含有无机盐和难降解或有毒的有机污染物。③其他含盐废水大型船舰上的污水是高含盐生活污水。沿海地区海水渗入城市下水道会增加城市污水的盐度，如河北平原部分地区浅层地下水为咸水，总溶解固体浓度可达５ｍｇ／Ｌ左右。另外，废水最少化产生大量含盐废水。虽然废水最少化主张从源头减重庆大学硕士学位论文少废物量，但其生产过程无法控制废物的产生。结果，废物总体积减少了，但其中的有机物和无机物的浓度升高了。１．１．２高盐废水的特点及危害含盐废水在含有高浓度的无机盐的同时，还含有高浓度的有机物或者氮、磷等营养物质，或者同时含有有机物和营养物，各种不同的途径产生的含盐废水的盐度和有机物、营养物的浓度和成分是不同的。高含盐废水的排放给生态环境和生物系统带来了严重的影响，主要有以下几个方面：首先高盐度对微生物系统产生了不良的影响，这也给成功处理带来了一定的难度；常规的活性污泥系统对于离子强度的变化是非常敏感的，系统受到盐度的冲击通常带来的是有机物去除率的降低和出水悬浮物的增加，同时盐度的增加影响了微生物的代谢活性，以至降低了反应的动力学系数，即便是经过驯化的活性污泥系统，其适应范围也是有限的ｆ３’４】。其次，高含盐废水渗流入土壤系统中，使土壤生物、植物因脱水而死亡，将造成土壤生态系统的瓦解。再次，高盐废水中通常含其他高浓度有机物或营养物，如ＣＯＤ、Ｎ、Ｐ等，且大多不具备回收价值，若未经处理直接排放，将给水体环境带来更大的压力，将加速江河湖泊的富营养化进程。１．１．３高盐废水治理存在的主要问题废水中高盐份的存在，会破坏微生物的细胞膜和菌体内的酶，对微生物的生长产生抑制作用，从而增加了含盐废水生物处理的难度。生物处理高盐污水遇到的问题如下：①盐度适应差：传统活性污泥法驯化处理盐度低于２％含盐废水。当盐度环境变为淡水环境时，污泥的适应性会很快消失。②盐度变化影响大：盐度在０．５—２％变化通常会对处理系统产生严重的干扰。突然变化盐度比逐渐变化盐度对系统的干扰更大。从高盐变为无盐产生影响比低盐环境变为高盐环境产生的影响要大。③降解速率缓慢：随着盐度的升高有机物降解速率下降，因此低Ｆ／Ｍ更适合含盐废水的处理。④污泥流失严重：盐度改变污泥中微生物的组成，改变了污泥的沉淀性和出水ＳＳ，污泥流失严重。１．２高盐废水的处理研究现状根据国内外有关研究报道，近期发展起来的对高盐度废水的处理方法主要有物化法、生化法和物化生化组合工艺等。１绪论１．２．１物化法物化处理技术的优点：反应条件温和，抗冲击负荷能力强，适用范围广，易操作管理，适合处水质，水量变化比较大成分较复杂的工业废水。物化法处理存在的问题是不能有效去除溶解性有机物，且存在预处理要求高、运行费用高等问题，在实际应用中受到，目前用于处理高盐高有机废水的物化处理方法主要有脱盐技术和非脱盐技术。脱盐技术既能有效地将海水、苦咸水变成淡水，又能将废水、污水变成可再利用的水源脱盐技术主要指：①蒸馏法。包括，单级蒸发（Ｆ）、多级闪蒸（ＭＳＦ）、浸管蒸发（ＳＴ）、压缩蒸发（ＶＣ），水平管蒸发（ＨＴＥ）、垂直管蒸发（ＶＴＥ）；②选择渗透膜法。包括电渗析（ＥＤ）、反渗透（ＲＯ）、超滤（ＵＦ）：⑨混合法（ＨＹＢ）：④冷冻结晶法。刘贤杰、陈福明探讨了利用电渗析法在酱油脱盐中的应用，同时研究了电渗析对酱油脱盐的工艺条件，将含盐１９．４％的酱油脱盐至９．１％减盐酱油【５１。除脱盐技术以外，还有一些非脱盐物化技术可用于高盐废水的处理。主要有内电解法、生物膜电极法、膜法、混凝沉淀法，Ｆｅｎｔｏｎ法、电化学法等。①内电解法内电解法是近２０年发展起来的一种有效的废水处理方法。该方法利用铁屑中的铁和碳组分构成微小的原电池，以充入的污水为电解质，以电化学反应为主，对废水进行有效处理。催化内电解法１６］的适用水质范围广，不再仅仅局限于酸性废水。高廷耀等【７Ｊ对硝基苯类化合物在铜电极上的电还原特性进行了研究，结果表明硝基苯能在铜电极上直接发生得电子还原反应，而不仅仅是通过原电池反应产物而促发的间接还原反应。邹振扬等１８］应用铁屑内电解法处理四环素制药厂废水时，向Ｆｅ．Ｃ体系中加入一定量锰离子、锌离子，其作用是锰离子、锌离子吸附于活性碳表面上，可能有一定催化氧化有机物的作用，有利于产生絮凝作用。与水解．生化治理工艺比较，此法是一种投资较少、效益较高、切实可行的抗生素制药厂废水治理新方法。张天胜等【９】对铁屑内电解法处理含酚废水进行了研究，分析了该法处理含酚废水的原理（主要包括电化学、絮凝、吸附还原等）和各种因素对脱除效果的影响，用正交试验选取了最佳处理条件。天津市化工厂苯酚车间蒸馏工段略带混浊的无色液体，ＰＨ值为６．７，酚的质量分数为５％．１０％。在最佳条件下对该车间废水进行处理，处理前酚的质量浓度为２８５．６ｍｇＬ～，处理后为脱除率为０．６２５ｍｇ／Ｌ，脱除率９８％。对高质量浓度的含酚废水，该法处理能得到较佳效果。卢亮【ｌ０】等人采用以催化铁内电解法为主的工艺处理制革综合废水，该方法适用ｐＨ范围广，从酸性到碱性废水（ＰＨ＜９．５）都有很好的处理效果；工艺操作简便，重庆大学硕士学位论文运行费用低廉。污水经处理后，出水水质稳定，能够达到二级排放标准。辜志强等【ｌｌＪ将铁铜催化还原法用于电镀废水的处理，在其排放的废水中含有Ｃｒ、Ｃｕ、Ｎｉ等重金属，当控制进水ｐＨ值３．４时，出水ｐＨ８．９，停留时间４０ｍｉｎ，问歇脉冲式反冲洗。结果表明重金属离子去除率达９５％以上，出水各项水质指标均达排放标准。②生物膜电极法生物膜电极法（即Ｂｉｏ．ｅｌｅｃｔｒｏｒｅａｃｔｏｒ，简称ＢＥＲ）正是结合生物膜法和电化学法而发展起来的。生物膜电极法１１２】即采用固定化技术将微生物固定在电极表面，形成一层生物膜，然后在低压直流电的作用下使污染物在生物和电化学的双重作用下得到降解，成为一种新颖的水处理技术。目前，该技术在水处理方面的研究已逾１０年，其处理形式和处理对象上也发生了一系列革新。尤其是近年来，生物膜电极法与其它工艺的结合，进一步推动了该处理系统的应用范围和经济运行前景。早在１９８８年，Ｕ．Ｆｕｃｈｓ等１１３ｌ已将生物处理方法与电化学方法结合起来，应用于反硝化除氮。他们以金属容器作为阴极，设计多种形状的金属放置在阴极容器中作为阳极，电极之间施加一定电压。废水中的ＮＨ４＋首先在亚硝化细菌的作用下转化为Ｎ０２’，再经电解转化为Ｎ２。国内在生物膜电极法处理废水方面的研究起于九十年代中期，黄民生对影响生物膜电极反硝化作用的一些因素进行了研究，结果表明、内电解条件下，阴极生物膜法反硝化效果好，生物膜的培养驯化时间和条件、温度及进水溶解氧浓度等因素对反硝化效果产生一定的影响。２００２年，Ｔｏｍｏｈｉｄｅ等【１４】在反应器中投加乙酸盐作为外加碳源，对含铜离子的高浓度盐酸洗废水进行处理。试验表明：当进水Ｃｕ２＋－－１０ｍｇ／Ｌ，ＮＯ孓＝２００ｍｇ／Ｌ，ｐＨ＝２，水力停留时间＝１８ｈ，Ｃ／Ｎ＝Ｉ时，经驯化的反硝化菌能在含铜溶液中进行反硝化反应，出水中Ｃｕ２＋小于ｌｍｇ／Ｌ，Ｎ０３。小于５ｍｇ／Ｌ，几乎没有Ｎ０２‘和剩余的乙酸盐存在。朱靖等Ｉｌ５Ｊ对生物膜电极法处理高浓度苯胺废水进行了探索性研究，停留时间２４ｈ，初始浓度为２０００ｍｇ／Ｌ时，苯胺的去除率达７３％，平均降解速率６０．３７ｍｇ／（Ｌ．ｈ１，取得了较好的效果。李天成等【１６１采用内电解．生物膜复合工艺处理含重金属离子的有机废水，在试验过程中，废水中的有机物由生物膜中的好氧微生物与厌氧微生物菌群作为营养源而消耗；重金属离子（Ｃｒ３＋）则通过电沉积去除一部分，同时被生物膜吸收而去除。试验结果表明：在好氧条件下，培养、驯化后的复合微生物菌种分别经４ｈ与１２ｈ可将废水中的葡萄糖从１０００ｍｇ／Ｌ降解到２０－４０ｍｇ／Ｌ。对Ｃ６Ｈ１２Ｃ６含量为５００１绪论ｍｇ／Ｌ，Ｃｒ３＋含量为１０ｍｇ／Ｌ的废水，经处理后，Ｃ６Ｈ１２Ｃ６含量为１５－－－２５ｍｇ／Ｌ，Ｃｒ３＋含量为ｌｍｇ／Ｌ以下，分别比单一的电沉积工艺与生物膜工艺ｃｒ３＋去除率提高２５％和５％。ＬｅｈｕａＺｈａｎｇ等１１７Ｊ通过在阴、阳两极上同时培养反硝化细菌，利用ＢＥＲ来研究阴、阳两膜电极对盐废水的处理效果。结果表明，阴极的氢利用率高，大大提高了细菌的反硝化作用，而由于阳极的析氧反应抑制了阳极表面反硝化细菌的反硝化作用，所以处理能力极低。ＨｕｕＤＤｏ肌【１８】等采用聚丙烯酰胺空气柱和电化学组合技术处理含Ｎｉ２＋和Ｚｎ２＋模拟电镀废水，试验证明：选用ＫＣＩ为支持电解质可将金属的去除率提高３０％。ＬｅｈｕａＺｈａｎｇ等１１９Ｊ通过ＢＥＲ和单纯生物处理技术对比得出：采用ＢＥＲ在低电流（如６０ｍＡ）下反硝化作用大大提高，但活性污泥膜电极反应器中由于电化学作用使活性污泥分散性不好，所以在有机物和ＮＨ３－Ｎ的去除效果上看无明显优势。③膜法膜法处理废水在近几年发展很快，包括对城市生活污水、垃圾渗滤液、工业废水等的处理都有大量的报道，并且大规模工业应用也较多。但用膜法处理难降解高盐度废水的报道很少，其中主要难点就是膜的污染问题。膜污染是复合膜使用过程中不可避免的，不同的使用条件，其污染程度亦不同。金可勇等【２０】采用低脱盐耐污染纳滤膜处理高盐度榨菜废水，通过试验的比较，新制备的耐污染纳滤膜在处理榨菜废水时效果较好，其通量可达１２Ｌ／（ｍ２．ｈ１，ＣＯＤ去除率达９３％以上，ＮａＣｌ去除率达３４％左右，ＮＨ３－Ｎ去除率达７４％左右。并且耐污染能力较强，清洗效果较好，清洗周期在７ｄ左右，恢复率达９７％以上，与新膜的性能比较接近，这些新成果都为以后开发高盐度废水专用膜打下基础。刘贤杰、陈福明ⅢＪ探讨了利用电渗析法在酱油脱盐中的应用，同时研究了电渗析对酱油脱盐的工艺条件，将含盐１９．４％的酱油脱盐至９．１％的减盐酱油。李仲民等【捌利用超滤法分离糖蜜酒精废液，色素截留率９２％，有机物截留率７４．８％，无物截留率４３％。王淑琴等【２３】采用反渗透膜来处理药厂高浓度有机废水，ＨｏｓａｎｇＹｉ等【２４】在研究优化清洁生产泡菜中，采用沉淀．微滤处理泡菜废水后满足回用要求。高盐度废水的膜法处理，一般有反渗透、纳滤、电渗析等方法。目前膜技术工程应用推广的主要难点是膜的造价高、寿命短、易受污染结垢堵塞等。④混凝沉淀法混凝沉淀法处理废水的效果取决于混凝过程的好坏。首先，应选择适当的混凝剂。目前，主要采用无机和有机高分子混凝剂，可视废水情况选用其中的一种或两种。无机和有机高分子混凝剂合理地搭配使用能有效提高废水的絮凝质量，重庆大学硕士学位论文得到的“矾花”大而致密，处理效果好。张志刚等【２５１用该法对ＣＯＤ为６０００ｍｇ／Ｌ的味精废水进行处理，ＣＯＤ去除率达４４．３％，ＮＨ３．Ｎ去除率达３７．５％，混合废水Ｂ／Ｃ值从０．２７升至０．５５．０．６８，再经生化处理，ＣＯＤ、ＮＨ３－Ｎ去除率可达８５％和９５％，出水达标排放。ＣｈｏｉＹ．Ｓ．［２６１用蛭石与其它金属Ｍｇ、Ｆｅ、Ａ１、Ｃａ、Ｓｉ合用作为混凝剂成本为活性炭处理成本的１１％。虽然混凝法对疏水性物质、悬浮类物质和胶体类物质效率很高；但是对亲水性和溶解性物质效果差，ＣＯＤ去除率低。此外，该法还生成大量的泥渣，且脱水困难。⑤Ｆｅｎｔｏｎ法１８９４年Ｈ．Ｊ．Ｈ．Ｆｅｎｔｏｎ发现通过采用二价铁和过氧化氢，各种简单的复杂的有机物都能被氧化。随后，Ｆｅｎｔｏｎ试剂主要运用于酶反应・ＯＨ自由基对细胞影响的研究。直到近十几年，人们才将其运用于废水处理中。Ｆｅｎｔｏｎ试剂的实质是二价铁离子和过氧化氢之间的链反应催化生成・ＯＨ自由基。１）Ｆｅｎｔｏｎ氧化处理有机废水的机理Ｆｅｎｔｏｎ试剂（Ｆｅ２＋＋Ｈ２０２）作为氧化剂来氧化处理水中污染物是目前正在被广泛研究的，用于生物难降解物处理的一项技术。Ｆｅｎｔｏｎ试剂的实质是二价铁离子和过氧化氢之间的链反应催化生成・ＯＨ自由基。表１．１列出・ＯＨ自由基和普通氧化剂的氧化电位。表１．１Ｔａｂｌｅ１．１各种基团的氧化电位ｐｏｔｅｎｔｉａｌｏｆｃｏｍｍｏｎｏｘｉｄａｎｔｍｏｌｅｃｕｌｅｓ氧化剂氧化电位～３％舳∞＂加钞鸲Ｒ伽ｌＩ卜２２１晚吣晒ｌ１ｌ一跳Ｆｅｎｔｏｎ氧化法反应方程式如下【２７】：Ｆｅ２＋＋Ｈ２０２－－，Ｆｅ３＋＋・ＯＨ＋ＯＨ’Ｆｅ３十＋Ｈ２０２—÷Ｆｅ２＋＋Ｈ０２＋Ｈ＋（１．１）（１．２）６ｌ绪论Ｆｅ２＋＋・ＯＨ—÷Ｆｅ３＋＋ＯＨ。（１．３）Ｆｅ３＋＋・Ｈ０２－，Ｆｅ２＋＋０２＋Ｈ＋（１．４）’ＯＨ＋Ｈ２０２－－｝Ｈ２０＋Ｈ０２’（１．５）Ｈ０２‘－＊０２＋Ｗ（１．６）０２‘＋Ｈ２０２＿０２＋ＯＨ－（１．７）以上反应产生的．ＯＨ具有如下一些特点【２８】：ａ．・ＯＨ是一种很强的氧化剂，其氧化电极电位为２．８０Ｖ，仅次子氟；ｂ．容易进攻高电子云密度点，同时・ＯＨ的进攻具有一定的选择性：ｃ．・ＯＨ还具有加成作用，当有碳碳双键存在时，很容易发生加成反应。２）影响Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理效率的因素ａ．ｐＨ值：Ｆｅｎｔｏｎ试剂是在酸性条件下产生效果的，在中性和碱性的环境中，Ｆｅ２＋不能催化ｎ２０２产生ＯＨ，因为溶液的ｐＨ值影响Ｆｅ２＋在溶液中的存在形态；ｂ．Ｈ２０２用量：当Ｈ２０２的投加量较低时，Ｈ２０２的投加量增加产生的ＯＨ’量也增加：当Ｈ２０２的投加量过高时，过量的Ｈ２０２不但不能产生更多的・ＯＨ，反而会把Ｆｅ２＋迅速氧化为Ｆｅ３＋，这样既消耗了Ｈ２０２，又抑制了ＯＨ。的产生，并且过量的Ｈ２０２还会造成出水中的ＣＯＤ值增加；ｃ．Ｆｅ２＋用量：Ｆｅ２＋是催化产生・ＯＨ的必要条件，当ｖｅ２＋的投加量过低时，．ＯＨ的产生量及产生速度都很小，讲解污染物的效果受到影响；当Ｆｅ２＋过量时，它一方面还原了Ｈ２０２，同时Ｆｅ２＋被氧化为Ｆｅ３＋，既消耗了药剂，又大大增加了出水的色度；ｄ．反应温度：根据反应动力学原理，随着温度的增加，反应速度加快【２９１。但对于Ｆｅｎｔｏｎ法这样的复杂反应体系，温度升高，不仅加速了正反应的进行，同时也加速了副反应的进行。因此，温度对Ｆｅｎｔｏｎ法降解废水中污染物的影响必须通过试验确定。３）Ｆｅｎｔｏｎ法在国内的研究进展汪严明［３０１等利用Ｆｅｎｔｏｎ试剂与生化技术相结合的方法处理油田采油废水，首先利用Ｆｅｎｔｏｎ试剂预处理高ＣＯＤ低ＢＯＤ的油田采油污水，使其ＢＯＤ值从５ｍｇ／Ｌ升高到４０ｍｇ／Ｌ，大大提高了废水的可生化性，然后再利用传统的生化法进行进一步处理，可实现废水的达标排放。陈寿兵【３ｌ】等利用Ｆｅｎｔｏｎ法处理二硝基重氮酚工业废水，在常温条件下，废水ＣＯＤ去除率达到９０％以上，出水可进行二次回用。由于国内目前的废水处理大多采用生化处理，所以国内Ｆｅｎｔｏｎ氧化法大多是被用来进行对废水的预处理，这不仅可充分利用现有的装置、设备和技术，同时也可使最后排放水质达标。另外，Ｆｅｎｔｏｎ氧化法．混凝沉淀法联用也是该工艺发展重庆大学硕士学位论文的方向之一，如宫磊【３２】等利用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法．混凝沉淀法组合工艺处理垃圾渗滤液，可大大提高废水的可生化性；刘红【３３】等利用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法一混凝沉淀法组合工艺处理焦化废水，使出水ＣＯＤ去除率达到９６．７％；陈文松［３４】等利用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法．混凝沉淀法组合工艺处理印染废水，也取得了理想的效果：王春平【３５１等利用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法．混凝沉淀法组合工艺处理土霉素废水，也得到了理想的效果。Ｓｈｅｎｇ等【３６】对两种阴离子表面活性剂ＡＢＳ和ＬＡＳ的去除试验表明，该体系的最佳运行条件为ＦｅＳ０４浓度为９０ｍｇ／Ｌ，Ｈ２０２为６０ｍｇ／Ｌ，ｐＨ值为３，运行５０ｍｉｎ后对ＡＢＳ和ＬＡＳ的去除率均达到９５％以上，取得了较理想的效果。Ｋｕｏ等【３７】采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法对燃料废水进行处理，在ｐＨ为３．５的条件下，使ＣＯＤ的平均去除率达到９０％左右，脱色率达到９７％，并认为温度对控制脱色率有重要影响。ＤａｖｉｄＬＳｅｄｌａｋ和ＡｎｄｅｒｓＷＡｎｄｒｅｎ【３８】使用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法对氯代苯进行处理，得到了较好的效果。ＮｏｒａＳＳＭａｒｔｉｎｅｚ等１３９】用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理制药废水，处理效果迅速，可使ＣＯＤ的去除率达到５６．４％，其中大部分的ＣＯＤ是在前１０ｍｉｎ去除的。陆光立等【４０】用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理染料废水，反应结束后，将废水的出水ｐＨ值调整到７－９，使Ｆｅ２＋以ＦｅＯＨ胶体形式析出，充分利用了ＦｅＯＨ的絮凝作用，得到了较好的处理效果。杨润昌等【４ｌ】利用硫酸与Ｆｅｎｔｏｎ的协同效应处理含酚废水，可使废水的ＣＯＤ去除率显著提高。乔应池等【４２】采用Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理淀粉厂废水，Ｈ２０２（３０％）的加入量为２ｍｌ／Ｌ，ＦｅＳ０４・７Ｈ２０的加入量为２９／Ｌ，反应时间为１ｈ，可得到较好的处理效果。封享华等【４３】研究Ｆｅｎｔｏｎ氧化去除榨菜生产废水ＣＯＤ，其最佳条件为：反应时间１２０．０ｍｉｎ，反应初始ｐＨ为３．０，Ｃｏ（Ｆｅ（ＩＩ））＝５０．０ｍｍｏｌＬ，Ｃ０（Ｈ２０２）＝１６．７ｍｇＬ，在此条件下，榨菜废水ＣＯＤ去除率可达７６．０％，当Ｈ２０２投加总量不变时，改变过氧化氢的投加方式，ＣＯＤ去除率随投加次数的增多而增大，四次投加时，ＣＯＤ的去除率达到了８２．２％ＰｅｉｓｈｉＱｉ等【删对比了电絮凝，直接电氧化，电．Ｆｅｎｔｏｎ三神方法对高盐染料废水的处理效果，研究结果表明电一Ｆｅｎｔｏｎ法对降低毒性，提高生化性和去除有机物的效果最好。戴云松等【４５】研究用电解．内电解复合电解法处理印染废水，原水ＰＨ值在８．５左右ＣＯＤ在２５００．４００００ｍｇ／１ＢＯＤ值约为３００．５００ｍｇ／ｌ，电解．内电解复合电解法对ＣＯＤ的去除效果较好。李辉等【４６】铁炭内电解．Ｆｅｎｔｏｎ氧化联合处理染料废水，废水排放量为１００ｆｆｄ，ｌ绪论具有高浓度、高盐度、高酸度的特点，由于生产过程中排放废水水质和水量变化很大，ＣＯＤ值大致介于１３０００．１５０００ｍｇ／Ｌ之间，盐度为３％－５％，内电解．Ｆｅｎｔｏｎ氧化联合试验表明ｔＨ２０２的投加量１０ｍｌ／Ｌ，反应时间６０ｍｉｎ，以达到５０％以上。刘娟娟等Ｈ７Ｊ内电解一Ｆｅｎｔｏｎ组合工艺处理亚麻废水的试验，混合废水水质情况为：ｐＨ值在１１—１２，ＳＳ为６００．１０００ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ在１００００．１２０００ｍｇ／Ｌ，ＢＯＤ在２５００．４０００ｍｇ／Ｌ，色度大于１０００倍。研究表明反应时间为ｌｈ，Ｈ２０２用量为４ｍｌ／Ｌ，ｐＨ值为３，此时ＣＯＤ去除率在６０％左右，可生化性由原废水的０．２ｌ提高到了Ｏ．８０。ＣＯＤ的去除率可随着研究的深入，又把紫外光０＿ｉｖ）、草酸盐（ｃ２０４２‘）等引入Ｆｅｎｔｏｎ试剂中，形成了类Ｆｅｎｔｏｎ氧化法、光助．Ｆｅｎｔｏｎ氧化法和电一Ｆｅｎｔｏｎ氧化法，使其氧化能力大大增强。从广义上说，Ｆｅｎｔｏｎ法是利用催化剂、或光辐射、或电化学作用，通过Ｈ２０２产生羟基自由基・ＯＨ处理有机物的技术。从发展历程来看，Ｆｅｎｔｏｎ法基本上是沿着光化学和电化学两条路线向前发展的【４引。⑥电化学法电化学法处理废水的实质就是利用电解作用对废水进行电解，使废水中有毒有害物质在阳极和阴极上进行氧化还原反应，沉淀在电极表面或沉淀在电解槽中，或生成气体从水中逸出，从而降低废水中有害物质的浓度或把有害物质变成无毒、低毒物质。电化学法包括电化学氧化法、电化学还原法、电解气浮和电解凝聚法。高盐度有机废水，具有良好的电导率，因而采用电化学方法处理是一个合理的选择。在高盐度条件下，由于水溶液中阴离子和阳离子的存在，废水一般具有较高的导电性，这一特点为电化学法在高盐度有机废水处理方面的应用提供了良好的发展空间。废水的导电性与盐度密切相关。含盐废水中的Ｃｌ。在阳极将被转化成为Ｃ１２，并进一步转化成为次氯酸：２Ｃ１‘＿Ｃ１２＋２ｅＣ１２＋Ｈ２０—｝ＨＣｌ＋ＨＣｌＯ（１．８）（１．９）王宏等【４９】应用电解凝絮法处理紫胶合成树脂生产过程中排放出的高盐度有机废水。结果表明，电解凝絮法能够有效地去除废水中的有机污染物，其中可使ＣＯＤｃ，去除率达９４％，ＢＯＤ５去除率达９０％以上，且对总磷和总氮也具有较好的去除效果。王慧等【５０】采用电化学法处理含盐染料废水，研究发现，电化学法可有效去除废水的色度和ＣＯＤ，在最佳反应条件下，废水色度和ＣＯＤ的去除率分别为８５％和９９．８％，同时在反应过程中无难以降解的中间产物生成。包勇等【５ｌ】采用电混凝方法处理高浓度含盐染料废水，试验表明，电混凝方法可大大降低废水的色度和ＣＯＤ。，，可使色度、ＣＯＤ。，去除率分别达到９６．８％和９２％。９重庆大学硕士学位论文Ｐｉｙａ－ａｒｅｅｔｈａｍ等【５２】采用一个直径为０．２ｍ，高为Ｏ．３５ｍ的柱状电化学反应器，以石墨颗粒和海绵状钛做成卷筒状的阳极。以Ｔｉ／Ｒｕ０２为阴极。结果表明，经过反应后，废水中ＣＯＤ、色度的去除率分别为８９．６２％和９２．２４％。杨蕴哲等【５３】采用间接电化学氧化法处理高含盐活性艳蓝ＨＮ．Ｒ废水，经过４ｈ的电解后，染料废水的脱色率达到１００％，但ＴＯＣ质量浓度的变化不明显，这说明在反应过程中苯酚被转化为其他有机化合物。韩伟和何业东【蚓采用阳极等离子体处理高盐废水中的苯酚，试验结果表明，在苯酚质量浓度为０．２９／Ｌ，ＮａＣｌ浓度为０．４ｍｏｌ／Ｌ的溶液中，施加９０Ｖ槽电压，处理１０ｍｉｎ，苯酚去除率可达１００％。电化学法与生物处理法相比具有如下优势：不需要投加化学药剂，可节省药剂与投药设备费用：设备简单，易实现现代化管理；设备可操作性强，当水量水质发生变化时，可调节电流密度，使出水达到处理要求。因此，电化学法更适合于小型污水处理站的运用。１．２．２生化法目前，国内外对含盐废水生物处理工艺主要有活性污泥法、ＳＢＲ、生物膜法、生物接触氧化法及膜生物反应器等。有关研究表明不同的处理工艺微生物的耐盐范围不同。不同生物处理工艺处理有机废水时所允许的ＮａＣｌ浓度见表１．２。表１．２几种生物处理方法中ＮａＣＩ浓度的量旦曼堡！：兰工艺堡型ｉ笪！ｉｅｉ！Ｑ！塑篓！鱼Ｑ望鱼塑童堕ｉＱ旦ｉ坠堡ｉ壁堕堕坠！Ｑ！Ｑｇｉ璺型塑曼塑！曼堕污泥处理活性污泥工艺生物滤池两段接触氧化法目前的研究结果表明，生物膜法的耐盐能力要大于活性污泥法。Ｄａｌｍａｅｉｊａ等【５５】利用活性污泥法处理废水，结果表明，向曝气池中投加２００ｇ／Ｌ的活性炭会明显改善处理系统的功能和出水水质，污泥容积指数约为６０ｍｇ／Ｌ，出水悬浮物和ＣＯＤ分别为２０ｍｇ／Ｌ和５０ｍｇ／Ｌ。。杨健【５６】采用ＳＢＲ活性污泥法处理高含盐量石油发酵工业废水，结果表明，结果驯化后的耐盐活性污泥可保持较好的处理效果，在ＣＯＤ有机负荷１．０ｋｇ／（ｋｇＶＳＳ．ｄ），ＣＯＤ、ＢＯＤ５去除率分别保持在９０％和９５％以上。梁晨辉等【５７】先通过吹脱和冷却对高盐度有机废水进行预处理，然后再利用ＳＢＢＲ进一步处理，取得了良好的效果。Ｗｏｏｌａｒｄ等【５８】从盐湖城盐土中分离出一些嗜盐异养微生物，在ＳＢＲ和ＳＢＢＲ反应器中培养，培养成功后，用以处理含盐量高达１％～１５％的合成含酚废水。结１０ｌ绪论果表明，在盐浓度为５％时，ＳＢＲ反应器中的污泥絮体形成受阻，导致出水ＳＳ过高。而ＳＢＢＲ反应器中即使含盐量高达１５％，对酚的去除率依然在９９％左右，基本没有这个问题。Ａｎ等【５９】采用两段生物接触氧化法处理含盐量为２５９／Ｌ和３５９／Ｌ的有机废水，经过微生物驯化，当进水ＢＯＤｓ＜４００ｍｇ／Ｌ时，去除率稳定在９０％以上，但ＢＯＤ５的去除率随着有机负荷的身高而逐渐降低。安林和顾国维Ｉｔ，Ｏ］用两段生物接触氧化法处理含盐量为５０００＂－３５０００ｍｇ／Ｌ的有机废水，结果表明：盐度和有机负荷对系统有明显的抑制作用，要保持较好的出水水质，必须控制盐度和有机负荷，且两段接触氧化法明显优于一段接触氧化。Ｌ．Ｙａｎｇ［６１Ｊ用生物滤池和滴滤塔处理高盐度石油废水。结果表明，在废水ＴＯＣ质量浓度逐渐增加到１０００ｍｇ／Ｌ，盐度逐步增加为３．４％、３．６％、４％（３４ｇ／Ｌ、３６４０ｇ／Ｌ、ｇ／Ｌ），ＴＯＣ去除率依然达到９５％。ＦｒａｎｃｉｓｃｏＯｍｉｌ等【６２】采用逐步提高盐度和有机负荷的方法对污泥进行驯化，盐度从４ｇ／Ｌ增加到１２ｇ／Ｌ，结果表明，污泥对盐度耐受力随驯化进行有所提高，污泥产甲烷活性也从０．０４７ｇＣＯＤ／（ｇＶＳＳ．ｄ）提高到０．５－－－，０．７５ｇＣＯＤ／（ｇＶＳＳ．ｄ）。从以上研究可以看出，处理废水的含盐量不同，采用的处理工艺不同，得到的结果也不完全相同。但总的说来，高浓度盐会对微生物的正常代谢产生不利影响。在其他条件相同的情况下，间歇反应器与连续运行反应器相比，对高盐环境更具有耐受力，附着生长较悬浮状态对高盐的抵抗力更强，同时经过驯化后的微生物对高盐的忍耐力会更高【６３１。１．２．３物化生化结合法近年来，生物法与其他处理方法相结合在含盐有机废水治理方面，成为一个研究亮点。对于高盐高有机废水来说，若仅仅采用生物或化学的方法，一般很难达到出水排放标准。采用物化法与生物法组合工艺来处理该类废水具有明显的优势。王卓等［６４１对某生产芳香类化工产品工厂产生的废水进行处理，先利用双效蒸发浓缩器、蒸氨精馏塔等作为一级物化前处理技术，再利用铁碳内电解一混凝作为二级物化处理技术，最后利用兼氧．好氧作为三级处理技术的工艺流程，可使出水达到国家排放标准。王宏等【６５Ｊ利用一体式膜．生物活性炭法处理含ｐ（ｃ１‘）高达１２３００ｍｇ／Ｌ的难降解高盐度有机废水，结果表明，反应器内可有效地形成生物炭活性污泥，从而提高了处理效果，使ＣＯＤ和ＢＯＤ５的去除率分别达到９６．４８％和９７．１０％，出水水质达到一级标准。禹耀萍等瞄】利用物化．生化组合工艺（即蒸发结晶脱盐．碱性吹脱氨氮．铁炭内重庆大学硕士学位论文电解法．生物接触氧化法工艺）对生产芳香化工产品工厂排出水进行处理。结果表明，经铁炭内电解．混凝预处理后，ＣＯＤ去除率约为３０％，ｐ（ＢＯＤ）／ｐ（ＣＯＤ）比值由原来的０．０４８升高到Ｏ．４左右，盐分和氨氮的去除率分别稳定在９８％和９３％以上。Ｌｉｕ等【ｄ７】利用液．液萃取．膜生物反应器组合工艺（Ｃｏｍｂｉｎｅｄｌｉｑｕｉｄ．１ｉｑｕｉｄｅｘｔｒａｃｔｉｏｎａｎｄａｍｅｍｂｒａｎｅｂｉｏｒｅａｃｔｏｒ），又称萃取膜生物反应器（ＥｘｔｒａｃｔｉｏｎＭｅｍｂｒａｎｅＢｉｏｒｅａｃｔｏｒ，ＥＭＢＲ）工艺，处理含有较高浓度有机物ＣＰｓ（１０００ｍｇ／Ｌ）和盐度（１５％ｗ／ｗ）模拟废水，结果表明，该工艺具有三个优点：非水溶性溶剂起到载体作用，阻止了初始废水中的无机盐和酸进入生物反应器；由于ＣＰｓ自身的特性，易于从酸性废水中提取，而初始废水中的有机物浓度往往很低（＜１００ｍｇ／Ｌ），它们从溶剂中脱离到碱性溶液后，浓度合适。生物反应器中的ＣＰｓ浓度较高，在这种较高的浓度下，ＣＰｓ的生物降解速率增加了２０倍。１．２．４厌氧生物处理技术厌氧生物法在一百多年前被人们认识以来，己在废水处理中发挥了不可替代的作用，在２０世纪６０年代以前，厌氧生物法主要应用于处理生活污水的污泥。７０年代以来厌氧生物法这门较古老的技术又重放异彩，在废水处理尤其是高浓度有机废水处理中发挥了独特的作用。为消除有机污染和保护环境开辟了一条高效低耗的新途径。①厌氧生物处理的优点１）厌氧生物处理可节省动力消耗好氧菌降解有机物是营分子氧呼吸，在分解过程中必须提供氧气。理论上完全氧化１ｋｇＢＯＤ５，需要提供１埏氧。一般的曝气设备，充１ｋｇ氧到水中需要消耗０．５＂－－１．０ｋｗｈ电。也可以说，要完全氧化ｌｋｇＢＯＤ５，需要消耗Ｏ．５－１．０ｋｗｈ电力嘲】。而厌氧菌分解有机物在分解过程中不必提供氧气。根据预测，到２０５０年，我国城市需水量将达到２０７０ｘ１０９ｍ３，同时城市将增加８５０ｘ１０９ｍ３的污水排放量，污水排放量将高达１２００ｘ１０９ｍ３【６９１。１９９０年我国的城市废水排放总量已达３５４ｘ１０９ｍ３／ａ，如废水的平均ＢＯＤ５以２００ｍｇ／Ｌ计，ＢＯＤｓ去除率以９０％计，要把这些ＢＯＤ５用活性污泥法去除，每年的电耗将达１０８＂２１６亿ｋｗｈ，如城市生活污水采用厌氧法作为预处理，按ＢＯＤ５去除率７０％计，则可节省大量电能。对于高浓度有机废水，采用厌氧生物法其节省的电耗是大的惊人的，如目前我国轻工业造纸、食品发酵、皮革、制糖等行业每年排出的ＢＯＤ５达２００ｘｌｏｔ，如采用厌氧法，以去除率８０％计，则年节电达０．８～１．６亿ｋｗｈ。环境效益与经济效益十分显著。２）厌氧生物处理可产生生物能污泥消化和有机废水的厌氧发酵能产生大量沼气，而沼气的热值很高，可作ｌ绪论为能源。据报道，厌氧处理１０００ｋｇＣＯＤ转化成的甲烷相当于产生了１２ｘ１０６ｋＪ热能【７０】。３）厌氧生物处理的污泥产量少厌氧菌世代时间长，如产甲烷菌的倍增时间约４＂－－＇６ｄ，其细胞产率Ｙ比好氧菌的小。碳水化合物在好氧降解时，其中约有２／３被合成为细胞，约有１／３被氧化分解提供能量：厌氧降解时，只有少量有机物被同化为细胞，而大部分被转化为ＣＨ４和Ｃ０２。所以，相对好氧处理，厌氧处理具有产泥量低，污泥稳定处理费用低廉等优点。４）对氮和磷的需要量低Ｎ和Ｐ等营养物质是组成细胞的重要元素，采用生物法处理废水，如废水中缺少氮磷元素，必须投加Ｎ和Ｐ，以满足细菌合成细胞的需要。同时，Ｎ，Ｐ又是污水处理要去除的对象。厌氧生物处理去除ｌｋｇＢＯＤ５合成的细胞量远低于好氧生物处理，因此可减少氮磷的需要量，一般只要满足ＢＯＤ５：Ｎ：Ｐ＝（２００－、一５００）：５：ｌ即可【７１１。对于缺乏Ｎ和Ｐ的有机废水可大大节省其投加量，使运行费降低。②厌氧生物处理的缺点１）厌氧生物法不能去除废水中的氮和磷２）厌氧法启动过程较长，厌氧微生物的世代时间长，增长速率低，污泥增长缓慢。３）处理含有硫酸盐的废水会产生硫化氢等气体，发出臭气。４）低温下反应动力学速率低。５）处理有机物不彻底，一般单独采用厌氧生物处理不能达到排放标准。１．３课题研究的来源、目的、意义和内容１．３．１高盐榨菜废水的来源三峡库区榨菜生产历史悠久，已有一百多年的历史，特别是涪陵己成为全国生产企业最多、加工能力最大的榨菜产销区。涪陵榨菜是我国著名的传统地方土特产，在全国２０多个省、市、自治区大中城市畅销，并出口日本、韩国、新加坡、、俄罗斯、南非、欧美等国家，被誉为世界三大名腌菜。１９９５年被命名为中国榨菜之乡。涪陵榨菜己成为涪陵最大的名牌产品和重要的支柱产业。目前，涪陵地区种植青菜头，面积达３２万亩，产量达５５万吨，是全国最大的青菜头生产基地。涪陵榨菜加工企业２００余家，年加工能力达２５万吨以上，占全国榨菜年产销量的４０％。涪陵地区每年在榨菜加工过程中产生约３５０万吨废水，榨菜废水的有机污染物浓度高达０．３－２０９／Ｌ，悬浮物浓度高达Ｏ．５～７９／Ｌ，并且废水的盐浓度高达１０／旷１５％，具有超高盐、高氮及高有机物浓度的特点。由于高盐废水处理难度重庆大学硕士学位论文大，缺乏有效的处理技术，大量未达标的废水排入三峡库区，对其形成了严重的威胁。因此，对榨菜废水高效处理技术的研发成为亟待解决的问题。榨菜生产工艺流程如图１．１，将青菜头放入混凝土腌制池，逐层加入各种辅料和食盐，经过三次腌制后，人工修剪，淘洗，再通过切分，脱盐，脱水后伴料计量包装。华富厂排放的榨菜生产废水主要包括两部分：一部分为榨菜腌制后排放的超高盐废水，盐度约为７％～１４％；另一部分为淘洗榨菜排放的综合废水，盐度约为１％－－一２％。目前，榨菜腌制后排放的出水部分被用来制作酱油，不符合酱油必须经天然发酵的酱油新标准，因此，这部分出水以后也将作为废水排放出去１７１。本课题在涪陵某榨菜厂进行，目前，该厂榨菜腌制产生的超高盐废水量约为ｌＯｍ３／ｄ，榨菜淘洗产生的综合废水量约为５００ｍ３／ｄ。本研究根据该厂超高盐废水和综合废水的实际产生量，以１：５０（体积比）混合配制成高盐榨菜腌制废水，具有更现实的意义。图１．１榨菜的生产工艺流程Ｆｉｇ１．１ｔｈｅｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓ１．３．２课题研究的目的和意义高盐废水的处理，一直是国内外废水处理领域的一大难题，几十年来尚未出现突破性的研究成果。目前，国内外用于处理高盐废水的方法主要是生物法，其中又以活性污泥法为主。生物法可以高效的去除高盐废水中的氮和有机物，但对难生物降解有机物及磷的去除效果较差，且高盐废水的盐度波动会极大影响生物法的处理效果。我国的榨菜废水处理存在的主要问题有：①榨菜废水治理设施不足。绝大多１４１绪论数榨菜生产企业无榨菜废水治理设施，榨菜废水基本上未经任何处理，就近直排入水体，再经过溪（河）排入长江，严重影响长江水质。②榨菜废水治理缺乏资金。榨菜废水治理和运营费用投资较大，当前和近期榨菜废水治理项目实施的主要制约因素是资金来源、资金利用和承受能力。特别是涪陵区中、小型榨菜企业起步较晚，实力较弱，难以满足“榨菜废水治理”所需的较高的资金要求。③榨菜废水治理水平低下。榨菜废水治理大多为简单的一级处理，远未达到工业废水循环利用的要求。随着我国对环境管理的加强，出水水质不能达标己成为高盐榨菜废水处理的一大难题。如何提高出水指标，既是国家和三峡工程的客观要求，同时也是涪陵区环境保护和社会经济可持续发展的需要。近年来，不断有新的方法和技术用于处理高盐榨菜废水，但各有利弊。本论文采用各种物化生化法处理高盐榨菜废水，研究了各种物化生化法处理高盐榨菜废水的可行性及处理效果，并确定各种工艺的最佳反应条件，最终找出一种较好的工艺，使出水达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）三级排放标准，并研究达到一级排放标准的可能性，为该技术的工业化应用提供一定的试验依据。１．３．３课题研究的内容由于高盐榨菜废水成分复杂，具有高有机物高氮磷的特点，用其他方法难以达到净化的目的。本课题主要研究采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法、电化学氧化法以及厌氧序批式反应器．电化学氧化法组合工艺处理高盐榨菜废水，以氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐等去除率做为主要考察指标，以期为处理高盐榨菜废水提供更为经济有效的方法。本课题的研究内容主要包括：①采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水，通过单因素试验考察进水ｐＨ值、Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比、３０％Ｈ２０２投加量、反应时间、出水ｐＨ值和反应温度等因素对处理效果的影响，并得到适宜的工艺条件。②采用电化学氧化法处理高盐榨菜废水，考察了电流密度、极板间距和电解时间等对处理效果的影响，并得到适宜的工艺条件。⑨采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水，考察了反应温度、有机负荷等对处理效果的影响，并得到适宜的工艺条件。④在以上试验的基础上，采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）．电化学组合工艺处理高盐榨菜废水。废水先采用ＡＳＢＲ预处理，出水再经过电化学进一步处理，考察了电化学法的电流密度、极板间距和电解时间对污染物去除率的影响，并得到适宜的工艺条件。重庆大学硕士学位论文１６２Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水技术研究２ＦＥＮＴＯＮ法处理高盐榨菜废水技术研究近年来，高级氧化技术在处理可生物降解有机物方面取得一定的进展，尤其是Ｆｅｎｔｏｎ试剂作为一种强氧化剂用于去除废水中的有机污染物具有明显的优点。Ｆｅｎｔｏｎ试剂法是一种采用过氧化氢为氧化剂、以亚铁盐为催化剂的均相催化氧化法。反应中产生的・ＯＨ是一种氧化能力很强的自由基，能氧化废水中有机物，从而降低废水中的ＣＯＤ值【７２】。２．１试验材料及方法２．１．１废水来源及水质本课题在涪陵某榨菜厂进行，目前，该厂榨菜腌制产生的超高盐榨菜废水量约为ｌＯｍ３／ｄ，榨菜淘洗等产生的综合废水量约为５００ｍ３／ｄ。本研究根据该厂超高盐榨菜废水和综合废水的实际产生量，以ｌ：５０（体积比）混合配制成高盐榨菜废水，具有更现实的意义。混合后主要水质指标见表２．１。表２．１．．．．．——Ｔａｂｌｅ２．１高盐榨菜废水水质特征Ｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｈｉｇｈ－ｓａｌｔｈｏｔｐｉｃｋｌｅ—ｄ——ｍ———ｕ——ｓ—ｔ—ａｒ———ｄ——ｔ——ｕ—ｂ——ｅ——ｒ——ｗ———ａ—ｓ——ｔ—ｅ—ｗ———ａ——ｔ—ｅ—ｒ．．．．．．——．。盐度（以ＮａＣｌｉｔ）ｐ氨氮丛婴ｇ匹）１５０．２００ｐ总氮丛堕型必４５０．５５０ｐ（磷酸盐）ｐ（ＣＯＤｏ）丛塑４．４．５．０１．７．２．５丛塑ｇ丝２丛坚星丛２５０．６０４４００．６４００２．１．２主要仪器表２．２主要的试验设备及仪器Ｔａｂｌｅ２．２Ｍａｉｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｉｎｓｔｒｕｍｅｎｔａｎｄｅｑｕｉｐｍｅｎｔ重庆大学硕士学位论文２．１．３检测方法①一般项目测试方法本试验一般项目的测试按国家环保局编写的《水和废水监测分析方法》（第四版）中规定的标准方法进行分析测试，具体的主要分析项目和方法见表２．３。表２．３主要分析项目及分析方法Ｔａｂｌｅ２．３Ｍａｉｎｉｔｅｍｓａｎｄｍｅｔｈｏｄｓｏｆｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌａｎａｌｙｓｉｓ②特殊项目测试方法有机物的浓度以化学需氧量ＣＯＤ表示，采用重铬酸钾法测定，试验室采用由ＨＡＣＨ公司生产的ＣＯＤ反应仪及测定仪进行测定。由于高氯离子的存在，对ＣＯＤ的检测会产生很大的影响，必须采取措施消除高氯离子的影响，一般采用重金属盐类进行掩蔽。根据国标ＨＪ／Ｔ７０．２００１的规定【７３】，ＨｇＳ０４和Ｃｌ’的比例应为１０：１，根据相关资料推荐的比例更达到１２．５：ｌ～１４：ｌ【７４‘７７】；对于试验中盐度为７％的废水，按此比例直接投加掩蔽剂显然量太大，不经济，而且很可能会带来重金属的污染。因此本试验中采取稀释水样的方法来减少掩蔽剂的投加量，同时降低重铬酸钾浓度来降低其对氯离子的氧化度，从而减少其干扰。本试验将２０／０－－７％盐度下的样品进行适量的稀释，投加少量的掩蔽剂，辅于标准曲线扣除的方法进行ＣＯＤ测试。采用邻苯二钾酸氢钾配制的不同浓度的标准ＣＯＤ样品，每个ＨＡＣＨ比色管中加入２ｍｌ标准样品，加０．８５ｍｌ硫酸银一硫酸汞一重铬酸钾．硫酸混合溶液（含０．９９ＨｇＳ０４）进行掩蔽，最后加２．１５ｍｌ硫酸银一硫酸，振荡混匀后进行消解、测试，每个样品均做平行样。若将水样稀释至盐度＜Ｏ．４％，则对ＣＯＤ的测试采用该方法是可行的，且误差在允许范围之内。２．１．４污水排放标准本文中采用的国家排放标准为《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６），根据《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６），１９８８年１月１日后建设的单位，对污染物最高允许排放浓度的要求见表２．４。２Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水技术研究表２．４污染物最高允许排放浓度Ｔａｂｌｅ２．４Ｍａｘｉｍｕｍａｃｃｅｐｔａｂｌｅｅｍｉｓｓｉｏｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ堕銎塑一级标准二级标准三级标准巳坚６～９６＂－＇９ｅ氢耋墼里曼丝！１５２５旦！壁墼垫≥塑曼型０．５１．Ｏ仑ｆ竺Ｑ眦堡ｇ坐）１００１５０５００６～９一一２．１．５试验方法取ｌＯＯｍＬ水样于２５０ｍＬ烧杯中调ｐＨ值，放入恒温水浴中加热到设定温度，加入一定量现配的ＦｅＳ０４－７Ｈ２０和３０％的Ｈ２０２进行氧化，搅拌，反应一段时间后，用ＮａＯＨ（Ｉｍｏｌ／Ｌ）调节出水ｐＨ值，用定性滤纸过滤后测定ＣＯＤ和磷酸盐。分别对进水ｐＨ值、Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔比、３０％Ｈ２０２投加量、反应时间、出水ｐＨ值和反应温度等影响因素进行了试验。２．２试验结果与讨论２．２．１ｐＨ值的影响在３０％的Ｈ２０２投加量１００ｍｍｏｌ／Ｌ，ＦｅＳ０４・７Ｈ２０投加量１００ｍｍｏｌ／Ｌ，反应时间２０ｍｉｎ，反应温度为室温的条件下，调节不同的进水ｐＨ值为２、３、４、５、６、７、８，考察不同的进水ｐＨ值对ＣＯＤ和磷酸盐去除率的影响，结果如图２．１所示。由图２．１可知，当进水ｐＨ逐渐增大时，ＣＯＤ去除率变化不大，在ｐＨ＝４．６之间时，ＣＯＤ去除率较高，当ｐＨ＝５时，ＣＯＤ去除率达到最大值２１．Ｏ％。这基本与文献报道结果一致ｆ７８渤】，ｐＨ过高会抑制Ｈ２０２的分解，使．ＯＨ的产生数量减少，ｐＨ过低又会抑制Ｆｅ３＋还原为Ｆｅ２＋，从而使・ＯＨ的产生数量减少，降低了氧化效果。图２．１Ｆｉｇ２．１进水ｐＨ值对去除率的影响ＥｆｆｅｃｔｏｆｉｎｌｅｔｐＨｏｎｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ１９重庆大学硕士学位论文由图２．１可知，磷酸盐的去除率一直随进水ｐＨ的增加而增大，当进水ｐＨ＝５时，磷酸盐的去除率为３４．４％，当进水ｐＨ＝８时，磷酸盐的去除率达到８６．６％。这是因为Ｆｅｎｔｏｎ氧化法的除磷机理实际上就是铁盐除磷，反应中加入的ＦｅＳ０４・７Ｈ２０产生了二价铁离子和三价铁离子，它们均能与Ｐ０４３－生成沉淀，此外，Ｆｅ”和ＯＨ。及Ｐ０４弘之间的强亲和力，使溶液中可能会有Ｆｅ２．５Ｐ０４（ＯＨ）４．５及Ｆｅｌ．６Ｈ２Ｐ０４（ＯＨ）３．８等难溶络合物生成，且生成的络合物表面有很强的吸附作用，通过吸附可除去更多的磷，从而总磷的去除率也得以提高ｆ８ｌ】。Ｆｙｔｉａｎｏｓ等１８２】的研究表明，溶液呈酸性可能使水合铁离子很难形成，在中性和碱性条件下，含磷物质几乎都以Ｐ０４孓形式存在，水合铁离子能有效结合水中的磷酸根离子生成碱式磷酸铁，除磷效果良好。本研究废水的ｐＨ值在４．５．５．０之间，综合考虑，下面的试验采用不调节进水ｐＨ值，单独考察出水ｐＩ－Ｉ值对ＣＯＤ和磷酸盐去除率的影响。２．２．２Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比的影响在不调节进水ｐＨ值，固定３０％的Ｈ２０２投加量１００ｍｍｏｌ／Ｌ，反应时间２０ｒａｉｎ，反应温度为室温的条件下，投加不同量的ＦｅＳ０４－７Ｈ２０分别为１００、５０、３３、２５、２０、１７、１４ｍｍｏｌ／Ｌ，考察Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０的不同摩尔比对试验的影响，结果如图２．２所示。图２．２Ｆｉｇ２．２Ｈ２０２／ＦｅＳ０４摩尔比对去除率的影响ＥｆｆｅｃｔｏｆＨ２０２／ＦｅＳ０４ｏｎｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ由图２．２可知，随着Ｈ２０２／ＦｅＳ０４＂７Ｈ２０摩尔比的增大（表现为ＦｅＳ０４－７Ｈ２０投加量的减小），ＣＯＤ去除率先呈上升趋势，在Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔比＝４的情况２０２Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水技术研究下达到最大值２７．Ｏ％，继续增大Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０的摩尔比，ＣＯＤ去除率逐渐呈现下降趋势。这是因为Ｆｅ２＋作为Ｆｅｎｔｏｎ反应中的催化剂能加速・ＯＨ自由基的产生，随着Ｆｅ２＋浓度的不断增加，产生的・ＯＨ自由基来不及与水中的有机物发生反应，自身发生了复合反应，从而起不到氧化作用【８引。由图２．２可知，随着Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比的增大，磷酸盐呈现先下降后上升的趋势，在Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７１－１２０摩尔比＝ｌ时，磷酸盐去除率为２３．３％，在Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比＝４时，磷酸盐去除率达到最低仅为１６．４％，在Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔比大于５时，磷酸盐去除率增长较快，当Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比＝７时，磷酸盐去除率达到２５．８％。这是因为在Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比小于４时，加入Ｆｅｎｔｏｎ试剂后，反应体系的ｐＨ值很快由４．５变为２．５．３，即Ｆｅｎｔｏｎ试剂有自动将反应体系的ｐＨ值调节为２．５．３的能力。随着ＦｅＳ０４＂７Ｈ２０投加量的减小，Ｆｅｎｔｏｎ氧化反应的效果逐渐减小，这时反应体系的ｐＨ值下降幅度也逐渐减小，磷酸盐去除率开始增加。２．２．３Ｈ２０２投加量的影响在不调节进水ｐＨ值，固定Ｈ２０２／ＦｅＳ０４＂７Ｈ２０摩尔比＝４：ｌ，反应时间２０ｍｉｎ，反应温度为室温的条件下，改变３０％Ｈ２０２的投加量，考察不同用量的Ｈ２０２对试验的影响，结果如图２．３所示。图２．３Ｆｉｇ２．３Ｈ２０２投加量对去除率的影响ＯｉｌＥｆｆｅｃｔｏｆＨ２０２ｄｏｓａｇｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ由图２．３可知，ＣＯＤ的去除率先随Ｈ２０２的投加量增加而增加，当３０％ＨＥ０２重庆大学硕士学位论文投加量为８０ｍｍｏｌ／Ｌ时，ＣＯＤ的去除率均达到最大值３２．４％，继续增加Ｈ２０２的投加量，ＣＯＤ去除率反而略有降低。这主要是因为Ｈ２０２浓度较低时，浓度的增大可以加大・ＯＨ自由基的生成，但当Ｈ２０２浓度升高到一定程度时，Ｈ２０２反而会破坏生成的・ＯＨ自由基，造成Ｉ－Ｉ：０２自身的无效分解【州：２‘ＯＨ＋Ｈ２０２－＇＊２Ｈ２０＋０２（２．１）过多的Ｈ２０２还可能氧化Ｆｅ２＋生成Ｆｅ”，而使氧化在Ｆｅ３＋的催化下进行，抑制了・ＯＨ自由基的形成。由图２．３可知，在Ｈ２０２投加量从２０ｍｍｏｌ／Ｌ增加到８‰ｏＶＬ的过程中，磷ｍｍｏ儿时，磷酸盐酸盐的去除率由５６．１％下降到１３．４％，当Ｈ２０２投加量超过８０去除率趋于稳定。这是因为随着Ｈ２０２投加量的增加，反应体系的ｐＨ值也随之降低，当Ｈ２０２投加量为８０ｍｍｏｌ／Ｌ时，反应体系的ｐＨ值由４．４下降到２．８，此后随着Ｈ２０２投加量的增加，反应体系的ｐＨ值基本不再变化，此时磷酸盐的去除率也趋于稳定。２．２．４反应时间的影响在不调节进水ｐＨ值，Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，固定Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔比＝４：１，反应温度为室温的条件下，考察不同反应时间对试验的影响，结果如图２．４所示。图２．４反应时间对去除率的影响Ｆｉｇ２．４ＥｆｆｅｃｔｏｆｒｅａｃｔｉｏｎｔｉｍｅＯｎｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ２Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水技术研究由图２．４可知，Ｆｅｎｔｏｎ试剂初始反应速度很快，反应开始１０ｍｉｎ时ＣＯＤ去除率即达到了２０．５％，此后ＣＯＤ去除率随时间变化逐渐变缓，当时间超过２０ｍｉｎ以后，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别稳定在２９．０％、１５．４％左右，说明此时反应己趋于完全。因此试验中确定反应时间为２０ｍｉｎ。２．２．５出水ｐＨ值的影响在Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，固定Ｈ２０２／ＦｅＳ０４・７Ｈ２０摩尔比＝４：１，反应时间２０ｍｉｎ，反应温度为室温的条件下，考察不同出水ｐＨ值对试验的影响，结果如图２．５所示。图２．５调节出水ｐＨ值对去除率的影响Ｆｉｇ２．５ＥｆｆｅｃｔｏｆｏｕｔｌｅｔｐＨｏｎｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ由图２．５可知，ＣＯＤ的去除率先随出水ｐＨ值的升高而升高，当出水ｐＨ＝６时，ＣＯＤ的去除率达到最大值５１．Ｏ％，此后出水ｐＨ值再升高，ＣＯＤ的去除率基本没有变化；磷酸盐的去除率随出水ｐＨ值的升高而迅速增加，当出水ｐＨ由２升高到３时，磷酸盐的去除率由２３．０％迅速增加到７８．８％，当出水ｐＨ＝５时，磷酸盐的去除率已达到９８．Ｏ％，废水中的磷酸盐基本全部去除。这是因为在碱性条件下，二价铁离子与磷酸根形成难溶性的ＦｅＰ０４沉淀，同时Ｆｅ”逐渐水解生成聚合度大的Ｆｅ（ＯＨ）３胶体絮凝剂，通过电中和、吸附架桥及卷扫作用使胶体凝聚将ＣＯＤ和磷酸根去喇弱Ｊ。综合考虑，确定调节出水ｐＨ＝６。重庆大学硕士学位论文２．２．６反应温度的影响在Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，固定Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔比＝４：１，反应时间２０ｍｉｎ，采用恒温水浴锅加热，调节出水ｐＨ＝６的条件下，考察不同反应温度对试验的影响，结果如图２．６所示。图２．６反应温度对去除率的影响Ｆｉｇ２．６Ｅｆｆｅｃｔｏｆｒｅａｃｔｉｏｎｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｎｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ由图２．６可知，在反应温度为２０℃时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别为５０．３％、９８．６％，已达到理想效果，随着温度的升高，ＣＯＤ的去除率缓慢下降，随着温度升高到８０℃时，ＣＯＤ的去除率降为３９．７％，磷酸盐的去除率则一直保持在９６．０％以上。这是因为温度对Ｆｅｎｔｏｎ法处理废水的影响很复杂，适当的温度可以激活・ＯＨ自由基【弱】，提高处理效果，但是温度过高会使Ｈ２０２分解成０２和Ｈ２０，处理效果反而变差，因此选择室温作为反应温度即可。２．３经济分析采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化高盐榨菜废水，氧化１Ｌ废水需要８０ｍｍｏｌＨ２０２（３０％）、２０ｍｍｏｌＦｅＳ０４，即１吨废水需要８ＫｇＨ２０２（３０％）、５．５６ＫｇＦｅＳ０４。工业Ｈ２０２（３０％）市场价格为１１０００元／吨，ＦｅＳ０４市场价格为３００元／吨，则处理每吨废水的成本为：１．８＊８＋０．３＊５．５６＝１６．１元。２４２Ｆｅｎｔｏｎ氧化法处理高盐榨菜废水技术研究２．４本章小结①Ｆｅｎｔｏｎ氧化高盐榨菜废水，在ｐＨ＝４．０．６．０，３０％Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，Ｈ２０２／ＦｅＳ０４－７Ｈ２０摩尔Ｌｔ＝４：１，反应温度为常温，反应时间为２０ｍｉｎ，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别为２９．Ｏ％、１５．４％，处理效果不好。②废水本身的ｐＨ值为４．４．５．０，当加入Ｆｅｎｔｏｎ试剂后，体系的ｐＨ值瞬间即变为２．５．３，即Ｆｅｎｔｏｎ试剂有自动将反应体系的ｐＨ值调节为２．３的能力，这也是磷酸盐去除效果不好的主要原因。当调节出水ｐＨ＝６时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别达到５１．Ｏ％、９９．５％。③Ｆｅｎｔｏｎ氧化法对磷酸盐的去除效果十分理想，对ＣＯＤ的去除效果有限，且其８０高。ｍｍｏｌ／Ｌ３０％Ｈ２０２用量较大，处理每吨废水的成本为１６．１元，处理成本较重庆大学硕士学位论文２６３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究几十年来，电化学处理废水的研究重点从重金属离子废水，逐渐转移到有机废水，国内外都对电催化氧化处理有机污染物做了细致的研究，总结出电催化氧化处理有机废水的三种类型：阳极直接氧化、阳极产生中间体氧化剂的间接氧化和阴极产生过氧化氢的间接氧化。电化学法催化降解有机废水，处理过程不需要添加化学试剂，不形成二次污染，同时处理废水相对比较彻底，因此电化学法催化降解有机废水成为人们关注的焦点。１９６８年，Ｈ．Ｂｂｂｒ在Ｖ．ｎｏｍ的帮助下，在意大利把钛基二氧化钌的研究成果应用于氯碱工业，实现了工业化，以后各国相继采用二氧化钌阳极。该阳极具有催化活性高，耐腐蚀性强，寿命较长等优点，是一直很好的阳极材料。ＤＳＡ电极的出现，克服了传统电极存在的缺点，解决了生产实践中遇到的许多问题。本部分试验内容就是用ＤＳＡ电极催化氧化处理高盐榨菜废水。本章以高盐榨菜废水为研究对象，根据此处理方法的特点和文献报道，从以下几个方面进行研究：电流密度对废水中主要污染物脱除率的影响；极板间距对废水中主要污染物脱除率的影响；电解时间对废水中主要污染物脱除率的影响。３．１试验材料及方法３．１．１废水来源及水质详见第２．１．１所述。３．１．２主要仪器详见第２．１．２所述。３．１．３检测方法详见第２．１．３所述。３．１．４试验方法室温条件下，取１０００ｍＬ的榨菜废水于１０００ｍＬ烧杯中，以网状Ｔｉ／Ｒｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极（阴阳极均为长方形），极板尺寸为８０ｎｕｎ×１６０ｍｍＸ１ｍｍ，阳极和阴极极板面积比为１：ｌ。其中电流密度的计算是指通过极板的电流除以阳极极板面积。电源使用特牛ＷＷＬ．ＰＳ直流稳压稳流开关电源（最大电压７０Ｖ，最大电流１５０Ａ）。考察电流密度、极板间距、电解时间等对废水中主要污染物（ＮＨ４＋－Ｎ、ＴＮ、Ｐ０４孓＿Ｐ及ＣＯＤ）去除效果的影响。试验装置见下图。２７重庆大学硕士学位论文图３．１试验装置Ｆｉｇ３．１Ｅｑｕｉｐｍｅｎｔｏｆｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ３．２试验结果与讨论影响电催化氧化处理废水中有机物的因素有很多，根据前人的处理研究结果，本试验对电流密度、极板间距和电解时间等因素进行了研究。３．２．１电流密度对处理效果的影响室温条件下，取１０００ｍＬ的榨菜废水于１０００ｍＬ烧杯中，以网状Ｔｉ／Ｒｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极（阴阳极均为长方形），极板间距为２ｃｍ，连接可调稳压恒流直流电源，改变电解电流为７Ａ、９Ａ、１１Ａ（电流密度相对应为８８、１１３、１３８ｍＡ／ｃｍ２），考察不同电流密度对处理效果的影响。试验结果如下图所示。３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究图３．２电流密度对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ３．２ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎＮＨ４＋－Ｎ图３．３Ｆｉｇ３．３电流密度对总氮去除效果的影响ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎＴＮ２９重庆大学硕士学位论文图３．４电流密度对ＣＯＤ去除效果的影响Ｆｉｇ３．４ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎＣＯＤ图３．５电流密度对磷酸盐去除效果的影响Ｆｉｇ３．５ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎＰ０４３１３０３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究图３．６Ｆｉｇ３．６电流密度对电压变化的影响ｏｎＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｖｏｌｔａｇｅ由图３．２可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水氨氮随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为８８、１１３、１３８ｍＡ／ｃｍ２时，电解３０ｍｉｎ时，进水氨氮为１６１ｍｇ／Ｌ，出水氨氮分别降为０、０、０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率为１００％、１００％、１００％，此时废水中的氨氮已全部去除。可见，在电化学氧化降解榨菜废水中的污染物时，氨氮更易被电解产生的０３、【Ｏ】、［－ＯＨ］等强氧化性粒子氧化降解掉。由图３．３可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水总氮随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为８８、１１３、１３８ｍＡ／ｃｍ２时，电解６０ｍｉｎ时，进水总氮为４９６ｍｇ／Ｌ，出水总氮分别降为２３９、２０３、１９０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为５２％、５９％、６２％，此后，随着电流密度的增加总氮去除率趋于稳定：电解１２０ｍｉｎ时，出水总氮分别降为２２４、１９４、１６３ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为５５％、６１％、６７％。由图３．４可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水ＣＯＤ随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为８８、１１３、１３８ｍ～ｃｍ２时，电解１２０ｍｉｎ时，进水ＣＯＤ为６０７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ分别降为１６７５、１１００、１０５０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为７２％、８１％、８３％。由图３．５可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水磷酸盐随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为８８、１１３、１３８ｍＡ／ｃｍ２ｍｇ／Ｌ，时，电解９０ｍｉｎ时，进水磷酸盐为４８ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐分别降为１７、１１、１０重庆大学硕士学位论文对应的去除率分别为６９％、８０％、８１％，此后，随着电流密度的增加磷酸盐去除率趋于稳定；电解１２０ｍｉｎ时，出水磷酸盐分别降为１２、８、８ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为７８％、８５％、８５％。由图３．６可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，极板电压随着电流密度的增加呈现升高趋势。在电流密度分别为８８、１１３、１３８ｍＡＪｃｍ２时，起始极板电压分别为１２．０、１２．８、１５．５Ｖ，电解３０ｍｉｎ时，极板电压分别降为７．６、７．８、９．０Ｖ，此后电压趋于稳定。由以上分析可知，在极板间距为２ｃｍ，电流密度为ｌ１３ｎｌＡ／ｃｍ２的条件下，电化学法对榨菜废水中的氨氮、总氮、磷酸盐、ＣＯＤ都有较好的处理效果，增加电流密度到１３８ｍＡｆｃｍ２，废水处理效果增加并不明显。所以在核算成本等因素的基础上，确定最佳的电流密度为１１３ｍｍ］ｃｍ２。３．２．２极板间距和电解时间对处理效果的影响室温条件下，取１０００ｍＬ的榨菜废水于１０００ｍＬ烧杯中，以网状Ｔｉ／Ｒｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极（阴阳极均为长方形），连接可调稳压恒流直流电源，保持电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２，改变极板间距为２、４、６ｃｍ，考察不同极板间距和电解时间对处理效果的影响。试验结果如下图所示。图３．７极板间距对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ３．７ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎＮＨ４＋－Ｎ３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究图３．８极板间距对总氮去除效果的影响Ｆｉｇ３．８ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎＴＮ图３．９极板间距对ＣＯＤ去除效果的影响Ｆｉｇ３．９ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎＣＯＤ重庆大学硕士学位论文图３．１０极板间距对磷酸盐去除效果的影响Ｆｉｇ３．１０ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅＯｉｌＰ０４３．．Ｐ图３．１１Ｆｉｇ３．１１极板间距对电压变化的影响ＯｎＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｖｏｌｔａｇｅ由图３．７可知，在电流密度为１１３ｒｎｍｆｃｍ２，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水氨氮随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解３０ｍｉｎ时，进水氨氮为１６１ｍｇ／Ｌ，出水氨氮分别降为０、０、０ｍｇ／Ｌ，废水中的氨氮已全部去除。３４３电化学法处理高盐榨菜废水技术研究由图３．８可知，在电流密度为１１３ｍＡ］ｃｍ２，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水总氮随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解９０ｍｉｎ时，进水总氮为４９６ｍｇ／Ｌ，出水总氮分别降为１９６、１５１、１３７ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为６１％、６９％、７２％，此后随着电解时间的增加，总氮去除率趋于稳定。由图３．９可知，在电流密度为１１３ｍＡ］ｃｍ２，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水ＣＯＤ随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解９０ｍｉｎ时，进水ＣＯＤ为６０７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ分别降为１８７５、９２５、８２５ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为６９％、８５％、８６％；电解１２０ｍｉｎ时，出水ＣＯＤ分别降为１１５０、３７５、３５０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为８１％、９４％、９４％。在极板间距分别为４ｃｍ和６ｃｍ时，电解１２０ｍｉｎ，出水ＣＯＤ可达到国家三级排放标准由图３．１０可知，在电流密度为１１３ｎｌＡ］ｃｍ２，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，出水磷酸盐随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解９０ｍｉｎ时，进水磷酸盐为５５ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐分别降为１１、７、７ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为８０％、８７％、８７％；此后，随着电解时间的增加，磷酸盐去除率趋于稳定。由图３．１１可知，在电流密度为１１３枞ｍ２，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，Ｖ，此后，极板电压趋于稳定。极板电压随着极板间距的增加呈现升高趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，起始极板电压分别为．１１．５、１６．４、２２．３Ｖ，电解３０ｍｉｎ时，极板电压分别降为．６．８、８．３、１２．１由以上分析可知，在电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为４ｃｍ条件下，电化学法对榨菜废水中的氨氮、总氮、磷酸盐、ＣＯＤ都有较好的处理效果，增加极板间距为６ｅｒａ，废水处理效果增加并不明显。这是因为随着极板间距的增加，要保持电流密度不变，槽电压随之升高，使两极板间的电场强度增大，提高了催化氧化有机物的能力，当极板间距增大到一定程度，槽电压也随之提高到一定程度，阳极的超电位使析氧这一副反应加剧，废水处理效果受到，去除率增长缓慢。所以在核算成本等因素的基础上，确定最佳的极板间距为４ｃｍ，最佳的电解时间为１２０ｍｉｎ。３．３经济分析采用电化学氧化法处理高盐榨菜废水，在电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２（电解电流为９Ａ），极板间距为４ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ的条件下，平均电压为：【（１６．４＋１１．７）／２＋（１１．７＋８．３）／２＋（８．３＋８．５）／２＋（８．５＋８．７）／２＋（８．７＋８．８）／２］／５＝１０Ｖ。估算处理１０００ｍＬ废水的用电量为：Ｗ＝Ｐ枣ｔ＿ｉ木ｕ幸ｔ＝９木１０＂２／１０００＝０．１８０ＫＷ。处理１吨水的用电量为：０．１８０＂１０００＝１８０ＫＷ。重庆大学硕士学位论文用电按０．５元依Ｗ计，因此处理１吨废水电费为９０．Ｏ元。３．４本章小结①电流密度对榨菜废水处理效果的影响：电流密度越大，污染物去除效果越好，在极板间距为２ｃｍ，电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２时，电解２ｈ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、１９４、１１５０、８ｍｇ／Ｌ，电流密度大于１１３ｍＡ／ｃｍ２时，污染物去除效果增加并不明显，因此选择最佳电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２。②极板间距对榨菜废水处理效果的影响：极板间距越大，污染物去除效果越好，在电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为４ｃｍ时，电解２ｈ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、１３７、３７５、７ｍｇ／Ｌ，可达到废水排放三级标准，极板间距大于４ｃｍ时，污染物去除效果增加并不明显，因此选择最佳极板间距为４ｃｍ。好，在电流密度为１１３枞ｍ２，极板间距为４ｃｍ时，电解１２０ｍｉｎ时，出水氨氮、９４％、８７％，考虑到能耗影响，选择电解时间为１２０ｍｉｎ。③电解时间对榨菜废水处理效果的影响：电解时间越长，污染物去除效果越总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、１３７、３７５、７ｍｇ／Ｌ，对应的去除率为１００％、７２％、④在电化学作用下，当电流密度为１１３ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为４ｃｍ时，电解３０ｍｉｎ，氨氮可全部去除；电解１２０ｍｉｎ，出水ＣＯＤ方能达到国家三级排放标准，以此计算，处理１吨废水电费为９０．Ｏ元。可见，仅仅采用电化学处理榨菜废水，不但达标排放困难，而且会造成很大的电力资源浪费。⑤在相同电极参数及体系环境下，氨氮的去除率明显大于其他污染物的去除率。可见，在直接和间接的阳极氧化作用下，废水中的氨氮更容易得到去除，因此电化学方法对榨菜废水中的氨氮去除效果显著。３６４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究由上一章研究可知，高盐榨菜废水经电化学氧化处理后，氨氮可全部去除，总氮、ＣＯＤ和磷酸盐也得到了有效的去除，但是所需电流密度较大、电解时间较长，造成处理成本较高。污水的厌氧生物处理是一个在厌氧条件下由多种微生物共同作用，将大分子有机物转化为甲烷、二氧化碳、水、硫化氢和氨等的复杂的生化过程。采用厌氧生物处理高盐榨菜废水可大大节省成本。４．１试验材料及方法４．１．１废水来源及水质详见第２．１．１所述。４．１．２主要仪器详见第２．１．２所述。４．１．３检测方法详见第２．１．３所述。４．１．４试验方法试验采用的厌氧序批式反应器为圆柱形玻璃容器，其有效容积为３Ｌ，内设聚氨酯泡沫填料，如图４．１，聚氨酯泡沫填料投加比为６０％。在反应器中接种某城市污水厂脱水污泥，试验采用低负荷启动的方法进行培养驯化，考察运行温度和有机负荷对处理效果的影响。图４．１厌氧序批式反应器Ｆｉｇ４．１ＴｈｅＡＳＢＲｒｅａｃｔｏｒ重庆大学硕士学位论文（图４．２聚氨酯泡沫填料Ｆｉｇ４．２Ｆｉｌｌｅｒｏｆｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ反应器稳定运行后进行如下研究：①温度对反应器处理效果的影响采用三组反应器进行试验，在填料投加比为６０％，停留时间为１ｄ，有机负荷控制在２．ＯｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）的条件下，通过恒温加热器将各反应器温度分别控制在１０℃（室温）、２０℃、３０℃，当各反应器稳定运行后，取样测试氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐等指标，确定反应器的最佳运行温度。②有机负荷对反应器处理效果的影响采用三组反应器进行平行试验，在填料投加比为６０％，停留时间为１ｄ，通过恒温加热器将各反应器温度控制在３０℃的条件下，有机负荷分别控制在２．０、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３－ｄ）的条件下，当各反应器稳定运行后，取样测试氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐等指标，确定反应器的最佳有机负荷。４．２反应器的启动４．２．１运行温度为１０℃在填料投加比为６０％，废水停留时间为ｌｄ，有机负荷控制在２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）的条件下，反应器运行温度为１０℃（室温），考察运行温度对反应器启动效果的影４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究响。试验结果如下图所示。图４．３Ｆｉｇ４．３Ｔｈｅｔ＝１０℃时反应器出水氨氮逐日变化曲线ｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎＮＨ４＋－Ｎｃｈａｎｇｅｓａｔ１０＂Ｃ图４．４Ｆｉｇ４．４ｔ＝１０＂Ｃ时反应器出水总氮逐日变化曲线ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎＴＮｃｈａｎｇｅｓａｔ１０＂Ｃ３９重庆大学硕士学位论文图４．５卢１０℃时反应器出水ＣＯＤ逐日变化曲线Ｆｉｇ４．５Ｔｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔ０１１ＣＯＤｃｈａｎｇｅｓａｔ１０１２图４．６Ｆｉｇ４．６ｔ＝１０℃时反应器出水磷酸盐逐日变化曲线Ｔｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎｐ０４３＂－ｐｃｈａｎｇｅｓａｔ１０＂Ｃ４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究图４．７ｔ＝１０＂Ｃ时反应器出水ｐＨ逐日变化曲线Ｆｉｇ４．７ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎｐＨｃｈａｎｇｅｓａｔ１０＂Ｃ由图４．３可知，随着启动时间的增加，出水氨氮逐渐升高，在启动的第３天，出水氨氮由１８６ｍｇ／Ｌ升高至２９９ｍｇ／Ｌ，此后出水氨氮基本不再增加。在启动的第８天时，出水氨氮为３２２ｍｇ／Ｌ。由图４．４可知，随着启动时间的增加，出水总氮基本没有变化，在启动的第１天，进水总氮为４６６ｍｇ／Ｌ，出水总氮为４１ｌｍｇ／Ｌ，去除率为１２％。在启动的第８天时，进水总氮为４３９ｍｇ／Ｌ，出水总氮为３７４ｍｇ／Ｌ，去除率为１５％。由图４．５可知，随着启动时间的增加，出水ＣＯＤ逐渐下降，在启动的到第２天，进水ＣＯＤ为５５２５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为４２２５ｍｇ／Ｌ，去除率为２４％，此后ＣＯＤ去除率趋于稳定，在启动的第８天，进水ＣＯＤ为５６５０ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为４４２５ｍｇ／Ｌ，去除率为２２％。由图４．６可知，随着启动时间的增加，出水磷酸盐逐渐下降，在启动的第１天，进水磷酸盐为５５ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐为４８ｍｇ／Ｌ，去除率为１３％，此后去除率趋于稳定。在启动的第８天时，进水磷酸盐为５４ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐为４８ｍｇ／Ｌ，去除率为１２％。由图４．７可知，随着启动时间的增加，出水ｐＨ逐渐升高，在启动的第１天，进水ｐＨ为５．２，出水ｐＨ升高到６．１，此后出水ｐＨ基本不再增加。在启动的第８天时，进水ｐＨ为４．８，出水ｐＨ升高到５．９。４．２．２运行温度为３０℃由图４．５可知，在反应器启动的８天时间里，ＣＯＤ的去除率仅为２２％，分析４ｌ重庆大学硕士学位论文原因，可能是低温影响了微生物的驯化。因此在其他条件不变的情况下，将反应器放入恒温水浴中加热到３０℃，考察运行温度对反应器启动效果的影响。试验结果如下图所示。图４．８Ｆｉｇ４．８ｔ＝３０＂Ｃ时反应器出水氨氮逐日变化曲线ｏｎＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔＮＨ４＋－Ｎｃｈａｎｇｅｓａｔ３０＂Ｃ图４．９Ｆｉｇ４．９ｔ＝－３０＂Ｃ时反应器出水总氮逐日变化曲线ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎＴＮｃｈａｎｇｅｓａｔ３０‘Ｃ４２４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究图４．１０Ｆｉｇ４．１０ｔ＝３０＂Ｃ时反应器出水ＣＯＤ逐日变化曲线ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｒｌＣＯＤｃｈａｎｇｅｓａｔ３０＂Ｃ图４．１ｌＦｉｇ４．１１ｔ＝３０＂Ｃ时反应器出水磷酸盐逐日变化曲线ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎＰ０４３－＿ｐｃｈａｎｇｅｓａｔ３０＂Ｃ４３重庆大学硕士学位论文图４．１２Ｆｉｇ４．１２ｔ＝３０℃时反应器出水ｐＨ逐Ｅｌ变化曲线ＴｈｅｃｕｒｖｅｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｏｎｐＨｃｈａｎｇｅｓａｔ３０１２由图４．８可知，在运行温度为３０＂（２的条件下启动反应器，出水氨氮第１天即升高至３１９ｍｇ／Ｌ，此后出水氨氮趋于稳定，在启动的第１１天时，出水氨氮为３４８ｍｇ／Ｌ。由图４．９可知，随着启动时间的增加，出水总氮基本随进水总氮的变化而变化，在启动的第１天，进水总氮为４３９ｍｇ／Ｌ，出水总氮为４０３ｍｇ／Ｌ，去除率为８％；在启动的第１１天时，进水总氮为４６１ｍｇ／Ｌ，出水总氮为４３１ｍｇ／Ｌ，去除率为６％。由图４．１０可知，随着启动时间的增加，出水ＣＯＤ逐渐下降，在启动的第ｌ天，进水ＣＯＤ为５６５０ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为３５５０ｍｇ／Ｌ，去除率为３７％；在启动的第１０天，进水ＣＯＤ为５４７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为５２５ｍｇ／Ｌ，去除率为９０％，此后ＣＯＤ去除率趋于稳定。由图４．１１可知，随着启动时间的增加，出水磷酸盐基本随进水磷酸盐的变化而变化，在启动的第１天，进水磷酸盐为５４ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐为５０ｍｇ／Ｌ，去除率为８％，在启动的第１ｌ天时，进水磷酸盐为５６ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐为４７去除率为１６％。－由图４．１２可知，随着启动时间的增加，出水ｐＨ第１天即升高至７．３，此后出水ｐＨ趋于稳定。在启动的第１ｌ天，进水ｐＨ为４．９，出水ｐＨ升高到７．５。ｍｇ／Ｌ，４厌氧序批式反应器（ＡｓＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究４．３试验结果与讨论４．３．１温度对处理效果的影响反应器成功启动后，采用三组反应器进行试验，在废水停留时间为１ｄ，有机负荷控制在２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）的条件下，反应器运行温度分别控制在１０℃（室温）、２０＂（２、３０＂（２，考察运行温度对反应器处理效果的影响。试验结果如下图所示。图４．１３运行温度对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ４．１３ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｎＮＨ４＋－Ｎ图４．１４运行温度对总氮去除效果的影响Ｆｉｇ４．１４ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｎＴＮ４５重庆大学硕士学位论文图４．１５运行温度对ＣＯＤ去除效果的影响Ｆｉｇ４．１５ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｎＣＯＤ图４．１６运行温度对磷酸盐去除效果的影响Ｆｉｇ４．１６Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｒｌｐ０４３＂－ｐ４６４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究图４．１７运行温度对ｐＨ去除效果的影响Ｆｉｇ４．１７ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｎｐＨ由图４．１３可知，随着温度的上升，出水氨氮呈现上升趋势。在负荷为２ｋｇＣＯＤ／（ｍａ．ｄ），温度为１０＂Ｃ、２０℃、３０＂Ｃ时，进水氨氮浓度为１４２ｍｇ／Ｌ，出水氨氮分别为３７０、４１７、４３７ｍｇ／Ｌ，总氮大部分以氨氮形态存在。由图４．１４可知，随着温度的上升，出水总氮呈现下降趋势。在负荷为２ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），温度为ｌＯ℃、２０℃、３０＂Ｃ时，进水总氮浓度为５４６ｍｇ／Ｌ，出水总氮分别为５１５、４９５、４８７ｍｇ／Ｌ，对应的总氮去除率为６％、９％、１１％。由图４．１５可知，随着温度的上升，出水ＣＯＤ呈现下降趋势。在负荷为２ｋｇＣＯＤ／（ｍ３０ｄ），温度为１０℃、２０℃、３０℃时，进水ＣＯＤ浓度为５５２５ｍｇ／Ｌ，运行第４天出水ＣＯＤ分别为１０５０、８２５、７２５ｍｇ／Ｌ，对应的ＣＯＤ去除率为８１％、８５％、８７％，此后随着温度的升高，ＣＯＤ去除率趋于稳定。由图４．１６可知，随着温度的上升，出水磷酸盐呈现下降趋势。在负荷为２ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），温度为１０℃、２０℃、３０℃时，进水磷酸盐浓度为５５ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐分别为４９、４４、４５ｍｇ／Ｌ，对应的磷酸盐去除率为１０％、１９％、１８％。由图４．１７可知，随着温度的上升，出水ｐＨ呈现上升趋势。在负荷为２ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），温度为１０℃、２０＂Ｃ、３０℃时，进水ｐＨ为５．２，对应的出水ｐＨ分别为７．０、７．２、７．６。确定反应器的最佳运行温度为３０℃。４．３．２负荷对处理效果的影响在废水停留时间为１ｄ，运行温度为３０℃的条件下，有机负荷分别控制在２．０、４７重庆大学硕士学位论文３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）的条件下，考察有机负荷对反应器处理效果的影响。试验结果如下图所示。图４．１８有机负荷对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ４．１８ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇｏｎＮＨ４＋－Ｎ图４．１９有机负荷对总氮去除效果的影响Ｆｉｇ４．１９ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇｏｎＴＮ４８４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究图４．２０有机负荷对ＣＯＤ去除效果的影响Ｆｉｇ４．２０ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇＯｉｌＣＯＤ图４．２１有机负荷对磷酸盐去除效果的影响Ｆｉｇ４．２１ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇｏｎＰ０４３－．ｐ４９重庆大学硕士学位论文图４．２２有机负荷对ｐＨ去除效果的影响Ｆｉｇ４．２２ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇｏｎｐＨ由图４．１８可知，随着有机负荷的上升，出水氨氮呈现下降趋势。在运行温度为３０＂１２，有机负荷分别为２．０、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）ｔＦＪ，进水氨氮浓度为１３８出水氨氮分别为３９２ｍｇ／Ｌ、３５２ｍｇ／Ｌ、３７２ｍｇ／Ｌ。ｍｇ／Ｌ，由图４．１９可知，随着有机负荷的上升，出水总氮呈现升高趋势。在运行温度为３０＂Ｃ，有机负荷分别为２．０、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３－ｄ）时，进水总氮浓度为５３７出水总氮分别为４７３６％。ｍｇ／Ｌ、４９９ｍｇ／Ｌ、５０７ｍｇ／Ｌ，ｍｇ／Ｌ，对应的总氮去除率为１２％、７％、由图４．２０可知，随着有机负荷的上升，出水ＣＯＤ呈现升高趋势。在运行温度为３０＂Ｃ，有机负荷分别为２．Ｏ、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）时，进水ＣＯＤ浓度为５８７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ分别为６２５８９％、８７％、８３％。ｍｇ／Ｌ、７７５ｍｇ／Ｌ、１０００ｍｇ／Ｌ，对应的ＣＯＤ去除率为由图４．２ｌ可知，随着有机负荷的上升，出水磷酸盐呈现升高趋势。在运行温度为３０＂（２，有机负荷分别为２．０、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）时，进水磷酸盐浓度为５９ｍｇ／Ｌ，出水磷酸盐分别为４８１６％、１５％。ｍｇ／Ｌ、４９ｍｇ／Ｌ、５０ｍｇＪＬ，对应的磷酸盐去除率为１８％、由图４．２２可知，随着有机负荷的上升，出水ｐＨ趋于稳定。在运行温度为３０＂Ｃ，有机负荷分别为２０、３．０、４．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３－ｄ）ｌＦＪ，进水ｐＨ为５．２，对应的出水ｐＨ分别为７．６、７．８、７．９。在核算成本等因素的基础上，确定最佳有机负荷为３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）。４厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水技术研究４．４本章小结①温度对反应器的启动有较大影响：在填料投加比为６０％，废水停留时间为１ｄ，有机负荷控制在２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ），运行温度为１０℃的条件下启动反应器。进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为１２９、４３９、５６５０、５４ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３２２、３７４、４４２５、４８ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率仅为２２％；运行温度升高到３０℃，出水ＣＯＤ降为５５０ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率上升到９０％，ＣＯＤ去除率大大提高。②反应器成功启动后，运行温度分别控制在１０＂Ｃ（室温）、２０＂Ｃ、３０℃，随着温度的上升，出水氨氮呈现上升趋势，出水总氮、ＣＯＤ、磷酸盐呈现下降趋势。进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为１４２、５１４、５５２５、５５ｍｇ／Ｌ，运行温度为１０℃时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３５０、４８８、１０５０、５０ｍｇ／Ｌ；运行温度为２０℃时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３８８、４７２、８２５、４９运行温度为３０℃时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为４２９、４６１、７２５、４９运行温度为３０℃时处理效果最好。③固定运行温度在３０℃，有机负荷分别控制在２．０、３．０、４．０ｋｇｍｇ／Ｌ；ｍｇ／Ｌ。ＣＯＤ／（ｍ３－ｄ），随着有机负荷的上升，出水氨氮呈现下降趋势，出水总氮、ＣＯＤ、磷酸盐呈现升高趋势。进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为１３８、５３７、５８７５、５９ｍｇ／Ｌ，有机负荷为２．０１０００、４７ｋｇＣＯＤ／（ｍ３－ｄ）时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３９９、４７９、ｍｇ／Ｌ；有机负荷为３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ）时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸ｋｇ盐分别为３９６、５００、１０００、４８ｍｇ／Ｌ；有机负荷为４．０ＣＯＤ／（ｍ３・ｄ）时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３８５、５０９、１０７５、５０ｍｇ／Ｌ。在核算成本等因素的基础上，确定最佳有机负荷为３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３０ｄ）。重庆大学硕士学位论文５２５ＡＳＢＲ．电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究５ＡＳＢＲ．电化学组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究高盐榨菜废水处理方法工业化的关键在于降低操作费用，在以上研究结果的基础上，综合考虑以上方法的处理效果和优势，本章采用ＡＳＢＲ和电化学法相结合处理高盐榨菜废水。ＡＳＢＲ通过生物降解等作用，将废水中大分子有机物进行降解，除去废水中大部分有机物，同时将废水中的有机氮等转化为氨氮。当高盐榨菜废水经过ＡＳＢＲ预处理后，再利用电化学的高氧化性，进一步将废水中的氨氮、总氮、有机物以及磷酸盐等污染物质去除，提高出水的水质。５．１试验材料及方法５．１．１废水来源及水质详见第２．１．１所述。５．１．２主要仪器详见第２．１．２所述。５．１－３检测方法详见第２．１．３所述。５．１．４试验方法①ＡＳＢＲ预处理高盐榨菜废水先采用ＡＳＢＲ预处理，ＡＳＢＲ试验装置及方法详见第４．１．４所述。②电化学进一步处理ＡＳＢＲ出水经过电化学进一步处理，电化学试验装置及方法详见第３．１．４所述。５．２试验结果与讨论高盐榨菜废水先采用ＡＳＢＲ预处理，ＡＳＢＲ最佳运行温度为３０。Ｃ，最佳有机负荷为３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ），ＡＳＢＲ出水经过电化学迸一步处理。由于ＡＳＢＲ出水中ＣＯＤ浓度大大降低，水质发生了较大变化，因此，下面的试验对电化学法的电流密度、极板间距和电解时间等因素进行了研究。５．２．１电流密度对处理效果的影响室温条件下，取ＡＳＢＲ出水１０００ｍＬ于１０００ｍＬ烧杯中，以网状Ｔｉ／Ｒｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极（阴阳极均为长方形），极板间距为２ｃｍ，连接可调稳压恒流直流电源，改变电解电流为３Ａ、５Ａ、７Ａ（电流密度相对应为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２），考察不同电流密度对处理效果的影响。试验结果如下图所示。重庆大学硕士学位论文图５．１电流密度对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ５．１ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙＯｉｌＮＨ４“图５．２电流密度对总氮去除效果的影响Ｆｉｇ５．２ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｒｌＴＮ５ＡＳＢＲ－电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究图５．３Ｆｉｇ５．３电流密度对ＣＯＤ去除效果的影响ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎＣＯＤ图５．４Ｆｉｇ５．４电流密度对磷酸盐去除效果的影响Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎｐ０４３－－ｐ５５重庆大学硕士学位论文图５．５Ｆｉｇ５．５电流密度对电压变化的影响Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｕｒｒｅｎｔｄｅｎｓｉｔｙｏｎｖｏｌｔａｇｅ由图５．１可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水氨氮随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２时，电解３０ｍｉｎ时，进水氨氮为３８６ｍｇ／Ｌ，出水氨氮分别降为１７３、０、０ｍｇ／Ｌ，对应的氨氮去除率为５５％、１００％、１００％。在电流密度为６３ｍＡ／ｃｍ２时，电解３０ｍｉｎ，废水中氨氮可全部去除。由图５．２可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水总氮随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２时，电解５０ｍｉｎ时，出水总氮分别降为１０１、７１、６９ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为８０％、８６％、８６％。由图５．３可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水ＣＯＤ随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２时，电解５０ｍｉｎ时，出水ＣＯＤ分别降为３５０、１５０、０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为４４％、７６％、１００％，达到国家三级排放标准。由图５．４可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水磷酸盐随着电流密度的增加呈现下降趋势。在电流密度分别为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２时，电解５０ｍｉｎ时，出水磷酸盐分别降为３４、２４、１６ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为２９％、５０％、６６％。由图５．５可知，在极板间距为２ｃｍ，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，极板电压随着电流密度的增加呈现升高趋势。在电流密度分别为３８、６３、８８ｍＡ／ｃｍ２时，起始极板电压分别为．６．２、７．５、９．３Ｖ，电解５０ｍｉｎ时，极板电压分别降为６．０、７．３、７．９Ｖ，５６５ＡＳＢＲ．电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究由以上分析可知，在极板间距为２ｃｍ，电流密度为８８ｎｌＡ］ｃｍ２的条件下，电化学法对榨菜废水中的氨氮、总氮、磷酸盐、ＣＯＤ都有较好的处理效果，所以在核算成本等因素的基础上，确定最佳的电流密度为８８ｍＡＪｃｍ２。５．２．２极板间距和电解时间对处理效果的影响室温条件下，取ＡＳＢＲ出水１０００ｍＬ于１０００ｍＬ烧杯中，以网状ＴｆｆＲｕ０２．Ｔｉ０２．Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极（阴阳极均为长方形），连接可调稳压恒流直流电源，保持电流密度为８８ｎｌＡｆｃｍ２，改变极板间距为２、４、６ｃｍ，考察不同极板间距和电解时间对处理效果的影响。试验结果如下图所示。图５．６极板间距对氨氮去除效果的影响Ｆｉｇ５．６ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅＯｎＮＨ４＋－Ｎ图５．７极板间距对总氮去除效果的影响Ｆｉｇ５．７ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎＴＮ重庆大学硕士学位论文图５．８极板间距对ＣＯＤ去除效果的影响Ｆｉｇ５．８ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅＯｉｌＣＯＤ图５．９极板间距对磷酸盐去除效果的影响Ｆｉｇ５．９ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎＰ０４’５８５ＡＳＢＲ－电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究图５．１０极板间距对电压变化的影响Ｆｉｇ５．１０Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｅｌｅｃｔｒｏｄｅｄｉｓｔａｎｃｅｏｎｖｏｌｔａｇｅ由图５．６可知，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水氨氮随着极板间距的增加变化不大。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解３０ｍｉｎ时，出水氨氮全部为Ｏ。由图５．７可知，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水总氮随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解３０ｍｉｎ时，进水总氮为４９６ｍｇ／Ｌ，出水总氮分别降为１０１、５３、５１ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为８０％、８９％、９０％；此后，随着电解时间的增加，总氮去除率趋于稳定。由图５．８可知，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水ＣＯＤ随着极板间距的增加变化不大。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解１０ｍｉｎ时，进水ＣＯＤ为６２５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ分别降为３７５、３５６、３３６ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为４０％、４３％、４６％，已达到国家三级排放标准；电解４０ｍｉｎ时，出水ＣＯＤ分别降为９０、８４、８０ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为８６％、８７％、８７％，可达到国家一级排放标准。由图５．９可知，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，出水磷酸盐随着极板间距的增加呈现下降趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，电解５０ｍｉｎ时，出水磷酸盐分别降为１６、１４、１２ｍｇ／Ｌ，对应的去除率分别为６６％、７１％、７６％。由图５．１０可知，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，电解时间为５０ｍｉｎ的条件下，极５９重庆大学硕士学位论文板电压随着极板间距的增加呈现升高趋势。在极板间距分别为２、４、６ｃｍ时，起始极板电压分别为．８．３、１５．６、１８．７Ｖ，电解２０ｍｉｎ时，极板电压分别降为．７．２、１０．７、１２．４Ｖ，此后，极板电压趋于稳定。由以上分析可知，在电流密度为８８ｒｎＡ］ｃｍ２，极板间距为２ｅｒａ条件下，电化学法对榨菜废水中的氨氮、总氮、磷酸盐、ＣＯＤ都有较好的处理效果，增加极板间距，废水处理效果增加并不明显。所以在核算成本等因素的基础上，确定最佳的极板间距为２ｃｍ，最佳的电解时间为１０ｍｉｎ。５．３经济分析①三级排放标准采用ＡＳＢＲ－电化学组合工艺处理高盐榨菜废水，在电流密度为８８ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为２ｃｍ条件下，电解１０ｍｉｎ出水即可达到国家三级排放标准。电解１０ｍｉｎ的平均电压为：（８．３＋７．６）／２＝８Ｖ。估算处理１０００ｍＬ废水的用电量为：Ｗ＝Ｐ＊ｔ＝ｉ＊ｕ＊ｔ＝７＊８／１０００＂６＝０．００９ＫＷ。处理１吨水的用电量为：０．００９＊１０００＝９ＫＷ。用电按Ｏ．５元／ｌ（Ｗ计，处理１吨废水电费为４．５元。②一级排放标准采用ＡＳＢＲ－电化学组合工艺处理高盐榨菜废水，在电流密度为８８ｍ从ｍ２，极板间距为２ｅｍ条件下，电解４０ｍｉｎ，可使出水ＣＯＤ达到国家一级排放标准。电解４０ｍｉｎ的平均电压为：【（８．３＋７．６）／２＋（７．６＋７．２）／２＋（７．２＋７．１）／２＋（７．１＋６．９）／２＋（６．９＋６．９）／２］／５＝（８．ｏ＋７．４＋７．２＋７．０＋６．９）／５＝７Ｖ。估算处理１０００ｍＬ废水的用电量为：Ｗ＝Ｐ＊ｔ＝ｉ＊ｕ＊ｔ＝７＊７＊２／１０００＊３＝０．０３３ＫＷ。处理１吨水的用电量为：０．０３３＊１０００＝３３ＫＷ。用电按Ｏ．５元依Ｗ计，因此处理１吨废水电费为１６．５元。５．４本章小结①采用ＡＳＢＲ－电化学组合工艺处理高盐榨菜废水，废水先采用ＡＳＢＲ预处理，出水再经过电化学进一步处理，电化学法的电流密度、极板间距和电解时间都对处理效果有较大的影响。在电流密度为８８ｍＡ］ｃｍ２，极板间距为２ｃｍ，电解时间为１０ｍｉｎ时，进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３８６、４９６、６２５、４８ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为２１９、３３９、３７５、４２ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为４３％、３２％、４０％、１３％，出水可达国家三级排放标准，处理１吨废水电费为４．５元；电解时间为４０ｍｉｎ时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、８６、９０、２０ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为１００％、８３％、８６％、５９％，ＣＯＤ可达到国家一级排放标准，处理１吨废水的电费为１６．５元。５ＡＳＢＲ－电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水技术研究②高盐榨菜废水经过ＡＳＢＲ的预处理，大大降低了废水中的ＣＯＤ，且使废水中的总氮大部分转化成氨氮，不但使后续的电化学法处理大大节约了电力资源，同时由于电化学法对氨氮的去除效果显著，从而还大大提高了废水中总氮的去除率，是一种处理高盐榨菜废水的可行方法。６ｌ重庆大学硕士学位论文６２６结论与建议６结论与建议６．１结论通过对以上试验结果的分析和讨论，本文得出以下主要结论：①对高盐榨菜废水采用Ｆｅｎｔｏｎ氧化法进行处理，结果表明：在室温下，进水ｐＨ＝４．４．５．０，Ｈ２０２投加量８０ｍｍｏｌ／Ｌ，Ｈ２０２／ＦｅＳ０４＂７Ｈ２０摩尔比＝４：ｌ，反应时间２０ｍｉｎ时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别为２９．Ｏ％、１５．４％，调节反应出水ｐＨ值，对ＣＯＤ和磷酸盐的去除率有较大影响，当调节出水ｐＨ＝６时，ＣＯＤ、磷酸盐的去除率分别上升到５１．０％、９９．５％。Ｆｅｎｔｏｎ氧化法对磷酸盐的去除效果十分理想，对ＣＯＤ的去除效果有限，且其８０元，处理成本较高。②采用电化学方法处理高盐榨菜废水时，以网状ＴｄＲｕ０２一Ｔｉ０２一Ｉｒ０２．Ｓｎ０２电极为阳极，网状钛电极为阴极，电流密度、极板间距和电解时间对废水中主要污染物的去除有较大影响。选择最优电流密度为１１３ｍＡ／ｅｍ２，极板间距为４ｃｍ，电解时间为１２０ｍｉｎ时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、１３７、３７５、７ｍｇ／Ｌ，ｍｍｏｌ／Ｌ３０％Ｈ２０２用量较大，处理每吨废水的成本为１６．１对应的去除率为１００％、７２％、９４％、８７％。电解３０ｍｉｎ，氨氮可全部去除；电解１２０ｍｉｎ，出水ＣＯＤ方能达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）三级排放标准，以此计算，处理１吨废水电费为９０．０元。可见，仅仅采用电化学处理榨菜废水，不但达标排放困难，而且会造成很大的电力资源浪费。③采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）处理高盐榨菜废水，得出以下结论：温度对反应器的启动有重要影响：在填料投加比为６０％，废水停留时间为１ｄ，有机负荷控制在２．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３．ｄ），运行温度为１０℃的条件下启动反应器。进水ＣＯＤ为５４７５ｍｇ／Ｌ，出水ＣＯＤ为４４２５ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率仅为２２％：运行温度升高到３０℃，出水ＣＯＤ降为５５０ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ去除率上升到９０％，ＣＯＤ去除率大大提高。反应器成功启动后，确定最佳运行温度为３０。Ｃ，最佳有机负荷为３．０ｋｇＣＯＤ／（ｍ３・ｄ），进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为１３８、５３７、５８７５、５９ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３９６、５００、７７５、４８ｍｇ／Ｌ，对应的总氮、ＣＯＤ、磷酸盐去除率分别为７％、８７％、１６％。出水不能达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）。④根据以上的研究结果，采用厌氧序批式反应器（ＡＳＢＲ）一电化学组合工艺处理高盐榨菜废水，得出以下结论：废水先采用ＡＳＢＲ预处理，出水再经过电化学进一步处理，在电流密度为８８６３重庆大学硕士学位论文ｍＡ／ｃｍ２，极板间距为２ｃｍ的条件下，电解时间为１０ｍｉｎ时，进水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别为３８６、４９６、６２５、４８ｍｇ／Ｌ，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为２１９、３３９、３７５、４２ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为４３％、３２％、４０％、１３％，出水达到《污水综合排放标准》（ＧＢ８９７８．１９９６）三级排放标准，处理１吨废水的电费为４．５元；电解时间为４０ｍｉｎ时，出水氨氮、总氮、ＣＯＤ、磷酸盐分别降为０、８６、９０、２０ｍｇ／Ｌ，相对应的去除率分别为１００％、８３％、８６％、５９％，ＣＯＤ可达到国家一级排放标准，处理１吨废水的电费为１６．５元。高盐榨菜废水经过ＡＳＢＲ的预处理，大大降低了废水中的ＣＯＤ，且使废水中的总氮大部分转化成氨氮，不但使后续的电化学法大大节约了电力资源，同时由于电化学法对氨氮的去除效果显著，从而还大大提高了废水中总氮的去除率，是一种处理高盐榨菜废水的可行方法。６．２建议本论文讨论了Ｆｅｎｔｏｎ法、电化学氧化法、厌氧序批式反应器以及厌氧序批式反应器．电化学法组合工艺处理高盐榨菜废水，但对其污染物降解机理没有做深入研究，因此，对下一步的工作提出以下建议：①将其用于处理高盐榨菜废水工业化过程，相应地放大试验效果及影响因素。②废水中各种污染物的降解机理及其动力学过程有待于深入研究。③应对电化学电极表面产生的羟基自由基和过氧化氢等氧化中间产物进行更多的捕捉试验，详细论证电化学法的氧化机理。致谢致谢大学生活在我们经历时，总觉得她是那么漫长，只有在快要毕业时，回首三年的研究生生涯，才会发觉她是那么短暂。时光如烟，不知不觉在重庆大学求学已经快满三年，在这三年的学习生活中，我变得更加理智和成熟。首先，衷心的感谢我的导师张智教授，本论文是在他的悉心指导下完成的，从论文的选题到写作完成，导师为之付出了大量的心血。张老师渊博的专业知识，严谨的治学态度，兢兢业业的工作作风，值得我一生去学习。同时，我要感谢渠光华师姐，渠师姐始终对我的试验和论文严格要求，热情鼓励，积极帮助，在此谨向渠师姐致以衷心的谢意。感谢张永胜师兄，对我试验和生活的大力帮助；感谢尹晓静师姐、杜师兄、王志国师兄以及梁汉超同学，正是他们的无私帮助，才使我的研究工作顺利进行，认识了他们，是我一生的幸事。感谢我的父母及亲友给予我的亲切关怀和鼓励。感谢我的女朋友徐珊珊，正是她三年的不离不弃，成就了我生命中的一段传奇。衷心感谢所有给予我关心、帮助和支持的人们１郑海领二０一二年五月６５重庆大学硕士学位论文参考文献参考文献【ｌ】安立超，严学亿，胡磊等．嗜盐菌的特性与高盐废水生物处理的进展【Ｊ】．环境污染与防治．２００２，２４（５）：２９３－２９６．【２】ＭＦ．Ｈａｍｏｄａ＇Ｉ．Ｍ．Ｓ．ＡＩ—ａｔｔａｒ．Ｅｆｆｅｃｔｏｆｈｉ｝ｇｈｓｏｄｉｕｍｃｈｌｏｒｉｄｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｎａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ【Ｊ】．Ｗａｒ．．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈ．１９９５，３ｌ（９）：６１－７２．【３】Ｃ．Ｒ．Ｗｏｏｌａｒｄ，Ｒ．Ｌ．Ｉｒｖｉｎｅ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｈｙｐｅｒｓａｌｉｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｉｎｔｈｅｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇｂａｔｃｈｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ｗａｔ．Ｒｅｓ．１９９５，２９（４）：１１５９—１１６８．【４】ＦｉｋｒｅｔＫａｒｇｉ，Ａｉｉ．Ｒ．Ｄｉｎｃｅｒ．Ｓａｌｉｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｂｙｈａｏｐｈｉｌｅ・ｓｕｐｐｌｅｍｅｎｔｅｄａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｃｕｌｔｕｒｅｉｎａｎａｅｒａｔｅｄｒｏｔａｔｉｎｇｂｉｏｄｉｓｃｃｏｎｔａｃｔｏｒ［Ｊ］．ＥｎｚｙｍｅａｎｄＭｉｃｒｏｂｉａｌＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ．１９９８，２２：４２７－４３３．【５】刘贤杰，陈福明．电渗析技术在酱油脱盐中的应用．中国调味品【Ｊ】．２００４，４（４）：１７．２１．【６】徐文英，周荣丰，高廷耀．混合化工废水处理工艺的研究【Ｊ】．给水排水，２００３，２９（５）：５２－５５【７】高廷耀，樊金红，徐文英．催化铁内电解法预处理硝基苯废水的机理研究【Ｊ１．给水排水，２００５，１２（５）：４４－４７【８】邹振扬，邓颖，甄庆．Ｆｅ・Ｃ层加催化剂治理制药废水中有机污染物新方法的研究【Ｊ】．化学研究与应用，１９９９，ｌ１（１）：９１—９５【９】张天胜，陆海燕，陈欣．铁屑内电解法处理含酚废水【Ｊ】．环境保护，１９９７，１０（８）：６５－６【１０］ＫａｒｇｉＦ’ＵｙｇｕｒＡ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｓａｌｉｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｉｎａｎａｅｒａｔｅｄｐｅｒｃｏｌａｔｏｒｕｎｉｔｕｔｉｌｉｚｉｎｇｈａｌｏｐｈｉｌｉｃｂａｃｔｅｒｉａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｅｃｈｎ０１．１９９６，１７：３２５—３３０．【ｌｌ】辜志强，苏玉萍，刘建伟．铁屑内电解法处理电镀废水【Ｊ】．福建环境，２０００，１７（５）：２７－３０【１２］Ｒ．Ａ．Ｃｏｎｗａｙ，Ｒ．Ｄ．Ｒｏｓｓ，ＨａｎｄＢｏｏｋｏｆＩｎｄｕＳｔｆｉａｌＷａｓｔｅＤｉｓｐｏｓａｌ，ＬｉｔｔｏｎＥｄｕｃａｔｉｏｎａｌＰｕｂｌｉｓｈｉｎｇＩｎｃ．，ＮｅｗＹｏｒｋ，１９８０．【１３】ＦｕｃｈｓＵｗｅａｎｄＦｕｒＳｔＰｅｔｅｒ．Ｍｅｔｈｏｄａｎｄａｐｐａｒａｔｕｓｆｏｒｅｌｅｃｔｒｏ—ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｒｅａｃｔｏｒｓ，ｅｓｐｅｃｉａｌｌｙｗａｔｅｒｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ［Ｐ］．ＤＥ３８３８１７０，１９９８．［１４】ＴｏｍｏｈｉｄｅａｎｄＹ．Ｕｍｅｄｕ（２００２）Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｏｘｉｄａｔｉｏｎａｎｄｒｅｄｕｃｔｉｏｎｔｒｅａｔｍｅｎｔｓｏｆｐｏｌｌｕｔｅｄｗａｔｅｒｂｙａｂｉｏ－ｅｌｅｃｔｒｏｒｅａｃｔｏｒＷａｔ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈ．Ｖ０１．３４，Ｎｏ．９．ＰＰ１０１－１０８．【１５】朱靖．反硝化新工艺生物膜・电极反应器．环境科学与技术，２００５，２７（４）：９３～９５．【ｌ６】李天成，李鑫钢，王大为，袁绍军，姜斌，孙津生，冯霞．微电解一生物膜法理含Ｃｒ３＋有机废水．环境化学，２０００，２１（６）：５５９－－６０３【１７】Ｌｅ－ｈｕａＺｈａｎｇ，ＪｉｎｐｉｎｇＪｉａ，，ＹｏｕｃｈｕｎＺｈｕ，，ＮａｎｗｅｎＺｈｕａ，ＹａｌｉｎＷａｎｇ，ＪｉＹａｎｇ（２００５）Ｅｌｅｃｔｒｏ－ｃｈｅｍｉｃａｌｌｙｉｍｐｒｏｖｅｄｂｉｏ－ｄｅｇｒａｄｍｉｏｎｏｆｍｕｎｉｃｉｐａｌｓｅｗａｇｅ．ＢｉｏｃｈｅｍｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＪｏｕｒｎａｌ２２２３¨１４４．６７重庆大学硕士学位论文【１８】ＨｕｕｕｓｉｎｇＤＤｏａｎ，ＪｉａｎｎｉｎｇａＷｕ，ＥｄｗｉｎＢｏｉｔｈｉａｎｄＭｅｇａｎＳｔｏｒｒａｒ（２００３）ＴｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｃｏｍｂｉｎｅｄｂｉｏｌｏｇｉｃａｌａｎｄｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｔｅｃｈｎｉｑｕｅＣｈｅｍＴｅｃｈｎｏｌＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌ７８：６３２－－６４１．【１９】Ｌｅ－ｈｕａＺｈａｎｇ，Ｊｉｎ－ｐｉｎｇＪｉａ，Ｄｉ－ｗｅｎＹｉｎｇ，Ｎａｎ—ｗｅｎＺｈｕ，Ｙｏｕ－ｃｈｕｎＺｈｕ（２００５）Ｅｌｅｅｔｒｏｅｈｅｍｉｃａｌｅｆｆｅｃｔｏｎｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｍｉｃｒｏｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓａｒｏｕｎｄａｎｏｄｅｓａｎｄｃａｔｈｏｄｅｓ．ＲｅｓｅａｒｃｈｉｎＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ１５６８８－９２．【２０】金可勇，周勇，金水玉等．高盐度废水的新型膜法处理研究【Ｊ】．水处理技术．２００９，３５（２）：５０一５２．【２ｌ】刘贤杰，陈福明．电渗析技术在酱油脱盐中的应用【Ｊ】．中国调味品．２００４，４（４）：１７・２１．【２２】李仲民，张法．超滤法处理糖蜜酒精废液的研究阴．广西大学学报．２００１，３：１７１—１７３．【２３】王淑琴，李坤．反渗透处理土霉素结晶母液研究【Ｊ】．城市环境与城市生态．１９９９，１２（１）：２５．２６．【２４】ＨｏｓａｎｇＹｉ，ＪａｅｈｏｎｇＫｉｍ，ＨｏｏｎＨｙｕｎｇ．Ｃｌｅａｎｅｒｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｏｐｔｉｏｎｉｎａｆ－００ｄ（Ｋｉｍｅｈｉ）ｉｎｄｕｓｔｒｙ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＣｌｅａｎｅｒＰｒｏｄｕｃｔｉｏｎ９（２００１）３５＿４１．［２５】张志刚，苏永渤等．化学絮凝－ＳＢＲ法处理味精废水的研究【Ｊ】．环境保护科学．第２７卷总第１０７期２０００年１０月７．８．【２６】ＣｈｏｉＹＳ．ｅｔａ１．Ｃｏｌｏｒｒｅｍｏｖａｌｆｒｏｍｄｙｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｕｓｉｎｇｖｅｒｍｉｃｕｌｉｔｅ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ．Ｔｅｃｈｎｏｌ，１９９６，１７（１１）：１１６９・１１８０【２７】许保玖，龙滕跃．当代给水与废水处理原理．北京：高等教育出版社，２０００，１０１．１０２【２８】刘勇弟，徐寿昌．几种Ｆｅｎｔｏｎ试剂的氧化特性及在工业废水处理中的应用．上海环境科学，１９９４，ｌ３（３）：２６．２８【２９】徐新华．工业废水中专项污染物处理手册．北京：化学工业出版社，２０００，１８５【３０】汪严明，赵昕，徐丽娜等．Ｆｅｎｔｏｎ氧化与生化组合技术处理油田采油废水的研究．环境污染治理技术与设备，２００４，５（１１）：７４．７８【３ｌ】陈寿兵，段日雄，张学才．Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理二硝基重氮酚工业废水的研究．安徽理工大学学报，２００３，２３（１）：５０．５３，６７【３２】宫磊，徐晓军．Ｆｅｎｔｏｎ试剂和化学沉淀法联合处理垃圾渗滤液．净水技术，２００４，２３（１）：１３．１５【３３】刘红，周志辉，吴克明．Ｆｅｎｔｏｎ试剂催化氧化～混凝法处理焦化废水的实验研究．环境科学与技术，２００４，２７（２）：７１．７３【３４】陈文松，韦朝海．Ｆｅｎｔｏｎ氧化一混凝法处理印染废水的研究．工业水处理，２００４，２４（４）：３９．４ｌ【３５】王春平．Ｆｅｎｔｏｎ试莉一石灰法预处理土霉素废水．环境污染与防治，２００４，２６（３）：２１５．２１７【３６】ＳＨＥＮＧＨＬＩＮ，ＣＨＩＭＬＩＮ，ＨＯＲＮＧＧＬＥＵ．Ｏｐｅｒａｔｉｎｇｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓａｎｄｋｉｎｅｔｉｃｓｔｕｄｉｅｓｏｆ参考文献ｓｕｌｆａｃｔａｎｔｗａｓｔｅｒｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｂｙＦｅｎｔｏｎｏｘｉｄａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＷａｔＲｅｓ．１９９９，３３（７）：１７３５－１７４１．ｒｅａｇｅｎｔ．ＷａｒＲｅｓ．１【３７］ＫＵＯＷＧＤｅｃｏｌｏｒｉｚｉｎｇｄｙｅ【３８】ＳＥＤＬＡＫＳｃｉＤＬ，ＡＮＤＲＥＮＡｗａｓｔｅｗａｔｅｒｗｉｔｈＦｅｎｔｏｎ’ｓ９９２，２６（７）：８８１・８８６．Ｗ．ＯｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｏｂｅｎｚｅｎｅｗｉｔｈＦｅｎｔｏｎ’Ｓｒｅａｇｅｎｔ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｅｃｌｍ０１．１９９１，２５（４）：７７１－８８１．ＳＡＮＳＥＢＡＳＴＩＡＮＭＡＲＴＩＮＥＺ，ＪＯＳＥＰＦＩＧＵＬＳＦＥＭＡＮＤＥＺ，ＸＡＶＩＥＲａｎ【３９】ＮＯＲＡＦＯＮＴＳＥＧＵＲＡ，ｅｔａ１．Ｐｒｅ－ｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｅｘｔｒｅｍｅｌｙｐｏｌｌｕｔｅｄｉｎｄｕｓｔｒｉａｌｗａｓｔｅｗａｔｅｒｂｙｔｈｅＦｅｎｔｏｎ’Ｓｒｅａｇｅｎｔ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓ．２００３，１０１（３）：３１５・３２２．【４０】陆光立，刘晃．染料废水处理工艺【Ｊ】．化工环保．２０００，２０（６）：３４—３７．【４１】杨润昌，周书天．高浓度难降解有机废水低压湿式催化处理【Ｊ】．环境科学．１９９７，１８（５）：７１．７４．【４２】乔应池．Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理淀粉厂废水【Ｊ】．河南化工．１９９８，７：３０－３１．［４３】封享华，朱明雄等．研究Ｆｅｎｔｏｎ氧化去除榨菜生产废水ＣＯＤ［Ｊ］．水处理技术，２００８，１２：６８．６９．【４４】ＰｅｉｓｈｉＱｉ，ＺｈａｎｌｉＣｈｅｎ．ｅｔａ１．Ｐｒｅ—ｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｏｒｇａｎｉｃ－ｈｉｇ｝ｌｒｅｆｒａｃｔｏｒｙｄｙｅｓｔｕｆｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｗｉｔｈｅｌｅｃｔｒｏｌｙｓｉｓｐｒｏｃｅｓｓｅｓ．２ｎｄＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＣｏｎｆｅｒｅｎｃｅｏｎＢｉｏｉｎｆｏｒｍａｔｉｃｓａｎｄＢｉｏｍｅｄｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ｉＣＢＢＥ２００８，３７００—３７０３．【４５】戴云松．研究用电解－内电解复合电解法处理印染废水．华北电力大学硕士学位论文．２００１，１２．【４６】李辉等．铁炭内电解－Ｆｅｎｔｏｎ氧化联合处理染料废水研究．哈尔滨工业大学硕士学位论文．２００６，６．【４７】刘娟娟等．内电解．Ｆｅｎｔｏｎ组合工艺处理亚麻废水的试验研究．哈尔滨工业大学硕士学位论文．２００７，７．【４８】乔应池．Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理淀粉厂废水【Ｊ】．河南化工．１９９８，７：３０－３１．【４９】王宏，郑一新，钱彪，宁平．电解凝絮法处理高盐度有机废水的实验研究【Ｊ】．环境科学研究，２００１，１４（２）：５１－５３【５０】王慧，王建龙，占新民，钱易．电化学法处理含盐染料废水【Ｊ】．中国环境科学．１９９９，１９（５）：４４ｌ－４４４．【５ｌ】包勇．高浓度含盐染料废水电混凝处理研究【Ｊ】．工业水处理．２００６，２６（７）：３３－３５．【５２】Ｐｉｙａ－ａｒｅｅｔｈａｍＰ，Ｓｈｅｎｃｈｕｎｔｈｉｃｈａｉｋ，ＨｕｎｓｏｍＭ．Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｅｌｅｃｔｒｏｏｘｉｄａｔｉｏｎａｐｒｏｃｅｓｓｆｏｒｔｒｅｍｉｎｇｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｅｄｗａｓｔｅｗａｔｅｒｆｒｏｍｄｉｓｔｉｌｌｅｒｙｉｎｄｕｓｔｒｙｗｉｔｈｖｏｌｕｍｉｎｏｕｓｅｌｅｃｔｒｏｄｅ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，２００６（４０）：２８５７－２８６４．【５３】杨蕴哲，杨卫身，杨凤林等．电化学法处理高含盐活性艳蓝ＫＮ—Ｒ废水的研究［Ｊ】．化工环保．２００５。２５（３）１７８・１８１．【５４】韩伟，何业东．阳极等离子体电解处理高盐废水中的苯酚【Ｊ】．北京科技大学学报．２００５，６９重庆大学硕士学位论文２７（６）：６６２・６６４．【５５】ＢｏｚｏＤａｌｍａｃｉｊａ，ＥｌｖｉｒａＫａｒｌｏｖｉｃ，ＺａｇｏｒｋａＴａｍａｓ，ｅｔａ１．Ｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｂｙａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｐｒｏｃｅｓｓ．Ｗａｔ．Ｒｅｓ，１９９６，３０（２）：２９５～２９８ｏｆｈｉｇｈ－ｓａｌｉｎｉｔｙｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［５６】杨健．高含盐量石油发酵废水处理研究【Ｊ】．给水排水，１９９９，２５（３）：３５－、，３８【５７】梁晨辉．ＳＢＢＲ法处理高盐度有机废水的应用研究．污染防治技术，１９９８，１１（４）：２２６～２２８【５８】Ｗｏｏｌａｒｄ２８３３Ｃ．Ｒ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｈｙｐｅｒｓａｌｉｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓ．１９９３，ＤＡＩ，５４２０５８：２６４５＂－＂【５９】ＡｎＬ．，ＧｕＧＷ．Ｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｓａｌｉｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｕｓｉｎｇａｔｗｏ－ｓｔａｇｅｃｏｎｔａｃｔｏｘｉｄａｔｉｏｎｍｅｔｈｏｄ．Ｗａｔ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈ．，１９９３，２８（７）：３１＂３７【６０】安林，顾国雄．二段生物接触氧化法处理含盐有机废水的研究，上海环境科学，１９９０，９（１１）：６＂－－９【６１】ＹａｎｇＬ．Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｄｉｓｐｅｒｓｅｄｄｉｅｓｅｌｆｕｅｌｕｎｄｅｒｈｉｇｈｓａｌｉｎｉｔｙｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ】．Ｗａｔ．Ｒｅｓ．，２０００，３４（１３）：３３０３－－。３３１４【６２】ＦｒａｎｃｉｓｃｏＯｍｉｌ，Ｒａｍｏｎ，Ｊ．Ｍｅｎｄｚ＆ＪｕａｎＭ．Ｌｅｍａ，ＣｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆＢｉｏｍａｓｓｆｒｏｍＰｌａｎｔＤｉｇｅｓｔｅｒＴｒｅａｔｉｎｇＳａｌｉｎｅａＰｉｌｏｔＷａｓｔｅｗａｔｅｒ，Ｊ．Ｃｈｅｍ．Ｔｅｃｈ．Ｂｉｏｔｅｃｈｎ０１．，６３（１９９５），３８４－３９２【６３】王志霞，王志岩，武周虎．高盐度废水生物处理现状与前景展望．工业水处理，２００２，２２（１１）：ｌ～４【６４】王卓，纪逸之．物化一生化组合工艺在含高盐量、高氨氮量有机废水处理中的应用【Ｊ】．江苏境科技．２０００，１３（２）：ｌＯ－１３．【６５】王宏，周旭．一体式膜一生物活性炭法处理高盐度有机废水【Ｊ】．环境污染与治．２００１，２３（５）：２３２．２３４．【６６】禹耀萍，周大军．含高盐量、高氨氮量有机废水处理工艺探讨【Ｊ】．怀化学院学报．２００５，２４（２）：６０－６３．【６７】ＬｉｕＷ，ＨｏｗｅｌｌｂｉｏｒｅｆｒａｃｔｏｒｙａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｔｏＪＡ，ＡｍｏｔＴＣ，ＳｃｏｔｔｐｏｌｌｕｔａｎｔｓＪＡ．Ａｎｏｖｅｌｅｘｔｒａｃｔｉｖｅｍｅｍｂｒａｎｅｂｉｏｒｅａｃｔｏｒｆｏｒｔｒｅｍｉｎｇｐｒｅｓｅｎｃｅｏｒｇａｎｉｃａｉｎｔｈｅｏｆｈｉｇｈｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｉｎｏｒｇａｎｉｃｓ：ｓｙｎｔｈｅｔｉｃａｃｉｄｉｃｅｆｆｌｕｅｎｔｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｈｉｇｈｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｃｈｌｏｒｏｐｈｅｎｏｌａｎｄ１：１２７．１４０．ｓａｌｔ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＭｅｍｂｒａｎｅＳｃｉｅｎｃｅ，２００１，１８【６８】胡纪萃等．废水厌氧生物处理理论与技术．第一版．北京：中国建筑工业出版社，２００３．１．１７１５４．１８６［６９】ＷａｎｇＢＺ，ＷａｎｇＬ，ＹａｎｇＬＹ．Ｃａｓｅｓｔｕｄｉｅｓｉｎｏｎｐｏｎｄｅｃｏ—ｓｙｓｔｅｍｓｆｏｒｗａｓｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｆｏｒｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔａｎｄｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎＣｈｉｎａ［Ａ］．ＧｌｏｂａｌＷａｔｅｒａｎｄＷａｓｔｅｗａｔｅｒＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ［Ｃ］．Ｌｏｎｄｏｎ：ＷｏｒｌｄＭａｒｋｅｔｓＲｅｓｅａｒｃｈＣｅｎｔｅｒ，１９９９．．６４－７１【７０】Ｒ．Ｅ斯皮思．工业废水的厌氧生物技术．李亚新．中国建筑北京：工业出版社，２００１．２．６７０参考文献【７１】马三剑，吴建华，刘锋等．多级内循环（ＭＩＣ）厌氧反应器的开发应用．中国沼气，２００２，２０（４）：２４—２７【７２】刘冬莲，黄艳斌．ＯＨ的形成机理及在水处理中的应用．环境科学与技术，２００３，２６（１）：４４—４６【７３】国家环境保护总局，ＨＪ／Ｔ７０－２００１，高氯废水化学需氧量的测定一氯气校正法【Ｓ】，２００１，１２，１实施．【７４】刘真．高氯废水中有机物污染指标ＣＯＤ。测定方法研究【Ｊ】．中国环境监测，２０００，１６（４）：３９．４０．【７５】罗平，邹家庆，陆雪梅．高浓度含盐废水ＣＯＤ测定中Ｃｌ’的影响及消除【Ｊ】．南京化工大学学报，１９９９，２１（６）：７６．７８．【７６】闫敏，商连，朱浚黄．ＣＯＤ测定中消除氯离子干扰的方法【Ｊ】．中国给水排水，１９９８，１４：３８．４０．【７７】王泾阳，孙丽亚．标准曲线扣除法测定化学需氧量的研究【Ｊ】．工业水处理，２００３，２３（７）：４４－－４７．【７８】刘红，周志辉，吴克明．Ｆｅｎｔｏｎ试剂催化氧化－混凝法处理焦化废水的实验研究【Ｊ】．环境科学与技术，２００４，２７（２）：７１．【７９】程丽华，黄君礼等．Ｆｅｎｔｏｎ试剂的特性及其在废水处理中的应用．化学工程师，２００１，８４（３）：２４－２５【８０】陈传好，谢波，任源等．Ｆｅｎｔｏｎ试剂处理废水中各影响因子的作用机制［Ｊ】．环境科学，２０００，２１（３）：９３－９６．【８ｌ】樊金红，马鲁铭，高廷耀．溶解氧对催化铁内电解法预处理混合废水的影响【Ｊ】．水处理技术，２００７，３３（１０）：７１－７４．【８２】ＦｙｔｉａｎｏｓＫ．，ＶｏｕｄｒｉａｓＥ．，ＲａｉｋｏｓＮ．Ｍｏｄｅｌｌｉｎｇｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｍｏｖａｌｆｒｏｍｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓａｍｐｌｅｓｕｓｉｎｇｆｅｒｒｉｃｉｒｏｎ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，１９９８，ｌＯａｑｕｅｏｕｓａｎｄｌ（１）：１２３・１３０【８３】ＤｅｌａａｔＪ，ＧａｌｌａｒｄＨ，ＡｎｃｅｌｉｎＳ，ｅｔａ１．ＣｏｍｐａｒａｔｉｖｅｓｔｕｄｙｏｆａｔｒａｚｉｎｅａｎｄａｃｅｔｏｎｅｂｙＨ：０２ｒＯＶ，Ｆｅ（ＩＩＩ）／ＵＶ，Ｆｅ（ＩＩＩ）／Ｈ２０２／ＵＶａｎｄＦｅ（ＩＩ）ｏｒＦｅ（ＩＩＩ）／Ｈ２０２［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，１９９９，３９（１５）：２６９３．【８４】ＳａｎＹ，ＰｉｇｎａｔｅｌｌｏＪ．ＰｈｏｔｏｃｈｅｍｉｃａｌｒｅａｃｔｉｏｎｓｉｎｖｏｌｖｅｄｉｎｔｈｅｔｏｔａｌｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎｏｆＦｅ３＋／Ｈ２０２ｆＯＶ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎ０１．１９９３．２７（２）：３０４．３１０．２，４・Ｄｂｙ【８５】徐丰果，罗建中．废水化学除磷的现状与进展．工业水处理，２００３，２３（５）：５６．５８【８６】ＣｈｉａｎｇＬ，ＣｈａｎｇＪ．Ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｏｘｉｄａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｆｏｒｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｃｏｋｅ－ｐｌａｎｔｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［Ｊ］．ＪＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，１９９５，３０（４）：７５３．７７１．７１重庆大学硕士学位论文附录附录Ａ．作者在攻读学位期间发表的论文目录【１】郑海领，张智，渠光华．Ｆｅｎｔｏｎ法处理高盐榨菜废水的研究【Ｊ】．工业水处理，己录用．【２】渠光华，张智，郑海领．活性炭三维电极法处理超高盐榨菜腌制废水的研究．环境工程学报（拟２０１２．１２期见刊）．【３】渠光华，张智，郑海领．铁炭微电解法去除超高盐榨菜腌制废水中磷的试验研究．工业水处理（拟２０１２．１０期见刊）．【４】渠光华，张智，郑海领．电化学氧化法去除超高盐榨菜废水中氨氮的试验研究．环境工程学报（拟２０１３．１期见刊）．【５】渠光华，张智，郑海领．电化学氧化法预处理超高盐榨菜腌制废水．环境科学研究，己录用．Ｂ．作者在攻读学位期间参加的相关科研项目【ｌ】国家水专项课题．三峡库区食品工业园区废水处理关键技术研究与师范课题（２００８ＺＸ０７３ｌ５．００４）７３高盐榨菜废水物化生化处理技术的研究

作者：

学位授予单位：

郑海领重庆大学

引用本文格式：郑海领 高盐榨菜废水物化生化处理技术的研究[学位论文]硕士 2012