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廢水總磷的處理方法范文1

關鍵詞：廢水；總磷；污染源

中圖分類號：X703 文獻標識碼：A

工程簡介

武漢東西湖啤酒廠建有1.5萬噸/日污水處理站，工程主體采用UASB+氧化溝法，工藝流程簡圖【1】如下：

根據近幾年來運轉狀況，該工程出水COD、氨氮等指標均可以穩定達到國家GB18918-2002中一級A排放標準，但總磷平均高達1.5mg/l以上，高出標準0.5mg/l三倍【2】，結合生產實際進行了如下控制達標方法探討：

污染源控制

2012年6月對污水處理系統進、出水數據統計分析如下:（單位mg/l）

2日－8日進水總磷的濃度分別為：4.81、5.78、4.72、5.52、4.24、4.31、5.31平均4.91

2日－8日出水總磷的濃度分別為：1.60、1.59、1.92、1.36、1.90、1.21、1.25平均1.55

初步原因分析：（1）出水總磷的峰值出現在進水總磷峰值后一天，而廢水處理系統水力停留約為24小時左右，可見由于進水水質直接影響出水水質。（2）進水總磷平均濃度為5.41mg/l，大大高出工程系統設計進水低于3.5mg/l，是造成總磷不達標的一個重要原因。

調查分析各車間總磷的來源：(1)近期使用了部分有磷洗滌劑；(2)啤酒總磷含量高達12mg/L，近期部分車間灌裝效率降低,酒損增大至3.1%(內控標準為2.4%)；(3)濾酒和鮮酒車間有漏酒現象,酒損增大至3.0%(內控標準為2.6%);(4)不合格酒排放超量(內控標準為產量的0.5%)

根據公司內部環保管理規章制度，制訂污染源控制對策：

（1）嚴禁繼續采購有磷洗滌劑；（2）限量使用現有磷洗滌劑,直至使用完畢；（3）減少灌裝設備故障率，降低酒損,恢復至正常酒損水平；（4）強化對濾酒、鮮酒等車間排酒的監督,控制在正常水平之內。（5）加強不合格酒排放管理,嚴格按規定集中至鮮酒車間排放,每日排放控制在產量的0.5%之內.

這些建議被公司采納執行后，一周之后進、出水總磷數據統計如下：

16日－22日進水總磷的濃度分別為：4.15、3.07、3.56、3.72、3.32、2.96、3.15平均3.42

16日－22日出水總磷的濃度分別為：0.95、1.22、1.14、1.11、1.05、1.11、0.80平均1.05

初步分析：（1）通過加強污染源控制，使進水總磷濃度下降至3.42mg/l，已降至工程要求3.5mg/l以下，污染源頭控制已取得一定成效。（2）出水仍未達到國家一級A標準，污水處理工程中總磷的平均去除率只有69%，沒有達到系統理論去磷率85%的效果。

污水處理工程系統內部工藝控制

為尋找系統內部因素，現將同期6月16日—22日各單元總磷出水數據統計如下：

數據分析：(1)總磷的去除主要發生在好氧階段，去除率達59%；(2)其次磷的去除發生在壓力過濾階段去除率為28%；(3)預處理初沉池磷略有上升，上升率不到6.5%；(4)UASB厭氧階段對總磷基本沒有處理效果。

初步原因分析：（1）生物選擇器是為了控制污泥膨脹而設計的高負荷厭氧階段，回流污泥在此大量釋放磷，應有利于好氧段活性污泥超大量吸收。【3】

（1）總磷的去除主要發生在好氧階段，去除率僅為59%，仍可提高。（2）總磷的去除主要通過在剩余污泥排放來實現，而氧化溝泥齡一般較長，應適當縮短泥齡。（3）其次壓力過濾階段磷去除率已達理想為30%左右 。

好氧系統污泥齡的控制

采取對策：(1)加大回流量，回流比從60%升至85%左右，氧化溝MLSS控制在4.0g/l左右。(2)污泥齡從原23.5天縮短至18天左右。(3)氧化溝 DO從1.5提高至2.5mg/l左右。采用以上措施后6月23日—29日數據統計如下：

初步結論：（1）通過對泥齡的控制，出水總磷得到了一定的降低。（2）出水總磷雖已降至0.75mg/l，去除率為66%，仍沒有達標，需進一步加強好氧生物段的工藝控制。

（二）氧化溝好氧工藝控制除磷

UASB反應器經過多年的運行后,已有部分顆粒污泥，工藝穩定，產氣量大，出水COD穩定在300mg/l以下，最終出水COD平均值為34.6mg/l，為討論氧化溝除磷控制方法，現將6月氧化溝進水COD（UASB出水）與總磷濃度對照如下：

23日－29日總磷的濃度分別為：3.15、3.06、3.22、3.51、3.53、3.07、3.92平均3.35

23日－29日進水COD濃度分別為：252、272、232、215、222、298、306平均234

原因分析及對策：

根據活性污泥微生物好氧營養需求：C（BOD5）：N：P=100：5：1【4】，由上表分析可見C（BOD5）：P=100：2.72，（經分析UASB厭氧反應后BOD/COD比值在0.49左右），初步分析總磷去除率未達80%，碳源可能是其控制因子，為提供足夠碳源，提高氧化溝對總磷去除，采用臨時泵從集水井抽原水入氧化溝作試驗生產：

7月10日—7月16日進行試驗生產，調整后進水濃度數據統計如下：

分析：（1）通過調整生物選擇器進水COD值后，氧化溝總磷的去除率提高至76.3%，基本達到工藝要求。（2）壓力過濾后的出水磷在0.5mg/L以下，已達到國家一級A標準，試驗成功，建議從工藝上增加一管道，直接將原水（集水井污水）調入氧化溝(增加管線見一部份工藝流程圖)，以利于調整好氧階段工藝控制，保持好氧段進水BOD5維持在適當水平。（3）負面影響：a.剩余污泥增加約22%左右，加大污泥處理難度和成本;b.耗氧量增加，動力消耗加大，耗電增加約13%，單位成本增加;c.出水COD平均值上升16%，平均達40.5mg/l,但仍可穩定達國家一級A標準。

四、結論：(啤酒廢水生物處理總磷控制達標方法)

（1）企業環保工作出應該從源頭抓起，提高企業全員環保意識，提倡清潔生產，大量使用無污染的無磷洗滌劑等原材料。（2）生物厭氧反應過程（如UASB）對總磷去除效果不明顯。（3）活性污泥法處理污水的系統中，為確保氮、磷達標排放，應保持碳、氮、磷在正常比例范圍內。

參考文獻：

【1】《武漢東西湖啤酒廠15000噸/日污水處理工程設計說明》.

【2】《城鎮污水處理廠污染物排放標準》GB18918-2002.

廢水總磷的處理方法范文2

1.1試驗工藝流程

在試驗裝置中，除微電解塔外，其余反應器采用的是有機玻璃池體。微電解塔材質為碳鋼(內涂耐酸堿防腐涂料)。填料采用某公司提供的新型催化活性微電解填料，由具有高電位差的金屬合金融合催化劑，并采用高溫微孔活化技術冶煉而成，密度1.0t/m3，比表面積1.2m2/g，空隙率65%，化學成分(質量分數):鐵75%～85%，碳10%～20%，催化劑5%。具有鐵炭一體化、熔合催化劑、微孔架構式合金結構、比表面積大、密度小、活性強、電流密度大、作用水效率高等特點，作用于廢水，可高效去除COD、降低色度、提高可生化性，處理效果穩定，可避免傳統微電解工藝運行過程中的填料鈍化、板結等現象。微電解裝置設計進水流量Q=1000L/h，出水加堿進行酸堿調節，其經沉淀后經蠕動泵再進入后續試驗裝置。為便于研究“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝對工業廢水的處理效果，試驗中各生化處理單元池體的水力停留時間參考該污水處理廠的相應單元的水力停留時間，總停留時間與污水廠基本一致，各反應器具體尺寸及有效容積如表1所示。各個反應器之間水力連通，其中帶泥水自動分離的好氧池的污泥全部回流至厭氧水解池(進水流量q=30.0L/h)，進水、污泥回流及加藥均通過統一型號蠕動泵實現。

1.2接種污泥

試驗所用接種污泥直接取自該污水處理廠相應處理單元的活性污泥，無須進行培養。經鏡檢發現，活性污泥有大量的鞭毛蟲、鐘蟲等原生動物和輪蟲等后生動物，表明污泥活性很好。

1.3試驗水質及試驗方法

試驗在該工業區污水處理廠現場進行，參照該污水處理廠化驗室的監測數據，調節池出水主要污染物的日平均質量濃度為:進水CODCr235～667mg/L，NH3－N28.2～72.3mg/L，TP4.52～19.6mg/L，pH6～9。試驗裝置的進水取自污水處理廠調節池隨機時段的出水。小試系統經過1周調試成功后，在30L/h的水力負荷條件下，研究“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝去除CODCr、NH3－N和TP的效果。

1.4檢測項目及分析方法

試驗中檢測的主要污染物指標為化學需氧量(CODCr)、氨氮(NH3－N)、總磷(TP)和色度。水質分析方法均按照《水和廢水監測分析方法》測定。

2試驗結果與討論

2.1CODCr的去除

進水CODCr質量濃度為235～667mg/L，平均445mg/L，出水CODCr質量濃度為33～49mg/L，平均43mg/L，CODCr去除效率為83.4%～93.7%，平均去除效率為90.0%。進水有機物質量濃度波動較大，但經過該工藝處理后，出水水質相對穩定。分析其原因，是由于該工藝微電解單元新產生的鐵表面及反應中產生的大量初生態的Fe2+和原子H具有高化學活性，能改變廢水中許多有機物的結構和特性，使有機物發生斷鏈、開環，大分子變成小分子，難降解轉變成易降解;微電池電極周圍的電場效應也能使溶液中的帶電離子和膠體富集并沉積在電極上而除去;另外反應產生的Fe2+、Fe3+及其水合物具有強烈的吸附絮凝活性，能進一步提高CODCr處理效果。而該組合工藝的生物處理單元A2O首先利用厭氧工藝把廢水中大分子物質轉化為小分子有機物，提高廢水的可生化性，之后利用好氧工藝進一步處理廢水中的有機物，因而發揮了很好的生物降解作用。另外，生物處理單元生物濾池的濾材表面生成一層凝膠狀生物膜(細菌類、原生動物、藻類、茵類等)，從表面向內部逐步形成一個溶解氧梯度，填料及生物膜表面形成好氧區，往里是缺氧區，再往其內部形成缺氧區或厭氧區，形成無數個微小的A2O單元，具有很好的有機物生物降解作用。采用“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝處理以抗生素類制藥為主的混合工業廢水，進水CODCr濃度為235～667mg/L，出水CODCr濃度為33～49mg/L，達到一級排放A標準要求，取得良好的有機物去除效果，而且該工藝具有較強的抗沖擊負荷能力。

2.2NH3－N的去除

當進水氨氮質量濃度為28.2～72.3mg/L，平均44.8mg/L;試驗最終出水氨氮質量濃度為1.37～4.21mg/L，平均2.50mg/L;氨氮去除效率為90.4%～97.3%，平均去除效率為94.1%。根據這一理論，A2O單元同時具有好氧池、缺氧池和厭氧池，完全具有實現同步硝化、反硝化的條件，可以實現對氨氮的有效去除。在生物濾池，由于在某些孔隙結構復雜的填料表面及其內部形成的生物膜，從表面向內部逐步形成一個溶解氧梯度，填料及生物膜表面形成好氧區，其內部形成缺氧區或厭氧區，因而生物濾池也可以實現在同一個生物膜系統內的同步硝化、反硝化，從而實現高效脫氮。因此，該工藝的厭氧段和好氧段發揮了較好的硝化與反硝化作用。采用“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝處理以抗生素類制藥為主的混合工業廢水，進水氨氮質量濃度為28.2～72.3mg/L，出水氨氮質量濃度為1.37～4.21mg/L，達到一級A標準要求，而且對進水氨氮質量濃度較大變化范圍的抗沖擊負荷能力較強。

2.3TP的去除

該工藝的生物除磷效果很好。進水TP質量濃度為4.52～19.6mg/L，平均9.55mg/L;實驗出水TP濃度為0.106～0.324mg/L，平均0.182mg/L，遠低于一級A標準0.5mg/L的要求;TP總去除效率為95.0%～98.9%，平均總去除效率為97.9%。試驗中的微電解單元出水pH很低，為2～4，加堿進行調節，首先是防止酸性過強對后續處理單元造成沖擊，其次反應產生的Fe2+、Fe3+及其水合物具有強烈的吸附絮凝活性，有效去除了一大部分磷，之后污水再進入生物處理單元進行生物除磷。磷的去除實際上只是將水體中的磷轉移到微生物體內，進而以剩余污泥的形式排出污水處理系統外，并未真正將磷分解掉。試驗中的生化處理單元A2O里厭氧池的聚磷菌在厭氧條件下很好釋放出菌體內的磷，到好氧池又以超過自身代謝需求的量過量吸收水中的磷元素進入菌體，然后通過排放剩余污泥的形式排出廢水處理系統。之后污水進入絮凝沉淀池，通過化學除磷又去除一大部分磷。最后進入生物濾池，由于在某些孔隙結構復雜的填料表面及其內部形成的生物膜上，從表面向內部逐步形成一個溶解氧梯度，讓聚磷菌在厭氧條件下釋放菌體內的磷，然后在好氧條件下吸收水中的磷元素進入菌體，實現了在同一個生物膜系統內的同步釋放磷和吸收磷，從而實現高效除磷。實驗表明，采用“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝處理以抗生素類制藥為主的混合工業廢水，進水TP質量濃度為4.52～19.6mg/L，以生物除磷為主，輔助化學除磷，取得了很好的除磷效果。

2.4色度的去除

廢水中的致色物質主要是水中溶解態或者膠體態帶有生色基團的有機物，如生活污水中的腐殖質、工業廢水中的重氮、偶氮化合物和金屬離子等。該工藝的脫色效果很好。進水色度為69～151倍，平均115倍;出水色度為16～27倍，平均23倍，低于一級A標準30倍的要求;色度總去除效率為69.6%～88.5%，平均總去除效率為79.4%。該系統對污水中色度的去除主要通過2種作用:首先，微電解產生的強氧化作用，使有機物發生斷鏈、開環，對污水中的致色物質具有很好的去除效果;其次，活性污泥中的微生物菌群對污水中致色物質如腐殖質等具有生物降解作用，將其分解成為無色的小分子化合物，從而使水體色度顯著降低。以上分析表明，采用“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝處理以抗生素類制藥為主的混合工業廢水，進水色度為69～151倍，平均115倍;實驗出水色度為16～27倍，平均23倍，達到一級A標準要求，而且對進水色度較大變化范圍的抗沖擊負荷能力較強。

3結論

(1)提出了“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝深度處理難生物降解的抗生素類制藥廢水為主的混合工業廢水。進水質量濃度CODCr235～667mg/L、NH3－N28.2～72.3mg/L、TP4.52～19.6mg/L，色度為69～151倍、pH6～9、設計流量30.0L/h條件下，系統取得了良好的處理效果，其CODCr、NH3－N、TP、色度的平均去除效率分別達到90.0%、94.1%、97.9%、79.4%，出水CODCr、NH3－N、TP和色度等指標均達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918—2002)一級A標準，并且該工藝處理效果穩定可靠，運行成本較低。

(2)與目前該工業園區污水處理廠采用的“水解酸化+改進型SBR+臭氧氧化+絮凝沉淀+曝氣生物濾池”工藝相比，本文中提出的“微電解+A2O法+絮凝沉淀+生物濾池”組合工藝處理效果更佳，出水達到“一級A標準”，更具技術優越性。

廢水總磷的處理方法范文3

關鍵詞：模擬生態濕地；氮磷廢水；美人蕉

中圖分類號：X701 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20161033008

近年來，隨著人們生活水平的提高致使生活、工業廢水等大量無節制的排放致使水體富營養化問題越來越嚴重，其中氮磷對水體富營養化的貢獻尤為突出[1]。被污染的水發出惡臭，給人們的正常生活帶來許多不便。目前人們對環境問題也越來越重視，污水處理問題也迫在眉睫。之前，已有研究者發現利用植物能夠對污水起到一定的凈化作用，為了更清楚的了解植物對污水的凈化作用（對氮磷的處理能力），特開展了此次實驗，模擬人工濕地并利用不同的水生植物組成一個小的生態系統，用來研究植物對污水的處理能力。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 模擬人工濕地系統

人工濕地的基質是植物生長的重要載體，是濕地內所有生物和非生物的儲存庫。它把發生在濕地內部的過濾、沉淀和吸附污染物等作用連成一個整體，通過文獻查找比較分析選出兩種模擬人工濕地的基質，分別為沸石和黃沙，其投放比例為沸石：黃沙=1：1。沸石的一般化學式為：AmBpO2p?nH2O，通常沸石可以作為水質處理劑。沸石由于內部有很多的孔徑、均勻的管狀孔道和內表面積很大的孔穴，因而具有獨特的吸附、篩分、交換陰陽離子以及催化的性能。

1.1.2 植物的篩選

人造濕地由水生植物組成，是很重要的配置成分，可以吸收污水中的污染物，對污水的凈化影響很大。由此可知，對于氮的去除，植物也起了十分大的作用。研究證實：濕地植物選用菖蒲、蘆葦會對對總氮的去除率要好一些；選用臭蒲和香蒲對總氮的去除效果略低一點；總氮的去除成效最差的一個是大紅草。水生植物能夠通過汲取污水中的物質以備自需，并且通過分解轉化后的物質能被微生物所使用。另外，氧的量會影響濕地的處理效果。水生植物能將90%的氧氣運到根部，以加快微生物的硝化作用為目的，從水中除去氮。本次實驗根據實際情況選定了3種人工濕地植物，分別為水葫蘆、香蒲、美人蕉。

1.1.3 實驗儀器及試劑

實驗所使用儀器有日本島澤紫外可見分光光度計（型號為Uvmimi1240）；德國耶拿總氮分析儀（型號為multi N/C ?2100）；自制垂直流濕地裝置如圖1所示，垂直流濕地模擬裝置的構造為透明有機玻璃柱。首先，柱子統一用內徑15cm，高為45cm的透明有機玻璃柱，在圓柱的下方有1個突出的小管，為出水口，出水口連接1根膠管。試劑有分析純過硫酸鉀、分析純抗壞血酸、分析純鉬酸鹽。

1.2 實驗方法

1.2.1 采樣

從實驗裝置的出水口采取樣品，每個取50mL，供測試總氮、總磷、生化需氧量以及酸堿度。

1.2.2 污水的配制

污水配比：污水配比執行國家《生活污水排放標準》（GB 18918-2002）一級A標，N濃度15mg/L，P濃度0.5mg/L.

1.3 實驗步驟

1.3.1 總磷的測定

樣品溶解后進行分光光度測量，調節分光光度計（調零，調波長），在波長為700nm處，進行測試，并記錄下讀數。

1.3.2 總氮的測定

使用總氮分析儀根據測量總氮，按照 ISO/TR 11905-2，用氨基乙酸檢查方法的氧化能力。

2 實驗結果與分析

2.1 模擬人工濕地出水TN的分析

由圖2可以明顯看出總氮的變化，其中可以得知不同的植物對氮的去除效果不同，美人蕉>混合>香蒲>水葫蘆>空白。通過參考其他研究者的結論發現，混合種植的總氮的處理效果要優于單一植物種植對總氮的處理，和本次實驗結果有所偏差，考慮到可能是因為植株大小有所差異，混合的植物植株較小，另外實驗用的透明的有機玻璃柱，橫截面積不夠大，水葫蘆遮擋了部分陽光，阻擋了空氣的進入，是其他植物生長受到了阻礙，對總氮的去除率沒有達到原本的效果。水葫蘆因為面積較大不能很好地進行物質交換，使得氮的去除率偏小。因為美人蕉的根系發達并且最早的適應了這個小的生態系統，才使得除氮的效果明顯高于其他的植物。

2.2 模擬人工濕地出水TP的分析

由圖3可知，總磷的去除效果從大到小排列分別是：美人蕉>混合>水葫蘆>香蒲>空白。從圖3中可以看出總磷的含量有所波動，有增有減，但最終趨于減少的狀態，說明這3種植物不管是單一的種植還是組合的種植對總磷都有去除的效果，沒有種植物的系統，總磷的含量也有所降低主要是沸石起到了一定的吸附作用，才使得總氮的含量也有少許減少。

3 結論

3種植物對氮的利用率，去除率都和時間呈負相關的關系。其中美人蕉>混合>香蒲>水葫蘆>空白，且美人蕉的去除率較穩定。

廢水總磷的處理方法范文4

關鍵詞：草甘膦；亞磷酸；陰離子交換樹脂

前言

隨著我國工業的發展，富營養化問題問題日益嚴重，水體富營養化的主要因素是磷鹽含量增加，其預防的關鍵是廢水除磷技術。當前處理含磷廢水有各種不同方法，常用方法有：物理化學除磷和生物除磷，其中物理化學除磷方法包括化學沉淀法、離子交換法、吸附法、結晶發、電滲析除磷等，這些方法是實現磷資源循環利用的有效途徑[1-4]。

草甘膦以其高效、低毒、優異的除草性能贏得市場，應用范圍不斷擴大，產量迅速增長，尤其是20世紀90年代以來，隨著轉基因抗草甘膦作用（如大豆、玉米、棉花等）的大面積種植，以及生物能源植物的高速發展和新栽培技術（農作物免耕栽培技術）的積極推廣，其需求增長迅速，草甘膦生產廢水中往往含有雙甘膦，亞磷酸，亞氨基二乙酸還有些氯化鈉等物質，回收利用草甘膦廢水中的亞磷酸也是目前處理該廢水的一個主要問題之一。

1 實驗儀器與試劑

2.實驗步驟

2.1 測定磷含量工作曲線的繪制

配制濃度為0.212mmol/L磷酸鹽標準液100ml，在一系列50ml容量瓶中，分別加入0.00、4.00、8.00、12.00、16.00、20.00ml磷酸鹽標準溶液，再加入5ml鉬酸銨溶液，3ml抗壞血酸溶液用水稀釋到刻度，搖勻。放置35℃恒溫槽中加熱60min，冷卻至室溫，在710nm處，用1cm比色皿，以試劑空白為參比，測量其吸光度。以磷酸鹽的摩爾濃度為橫坐標，相對應的吸光度為縱坐標，繪制工作曲線。

2.2 草甘膦中總磷含量的測定

取5ml草甘膦母液稀釋500倍后，測定母液中總磷的含量。

2.3 陰離子交換樹脂與亞磷酸交換的最佳pH值的測定

配制100ml 1g/L的亞磷酸溶液，取25mL亞磷酸溶液于100ml燒杯中，并用濃鹽酸溶液調節pH=0.6，再加入5g陰離子交換樹脂，在磁力攪拌器中攪拌10分鐘，抽濾，測濾液的pH=1.6。測定濾液中亞磷酸的含量。

同理測定亞磷酸溶液pH值調節到1.0、1.7、6.4、10.8時濾液中亞磷酸的含量。

2.4 氯化鈉對亞磷酸交換效果的測定

配制200ml 1g/L的亞磷酸溶液，取25ml亞磷酸溶液于100ml燒杯中，加入0. 5g氯化鈉，用濃鹽酸溶液調節pH=1.0，加入5g陰離子交換樹脂，放在磁力攪拌器中攪拌10分鐘，抽濾，測濾液的pH=6.6。測定濾液中亞磷酸的含量。

同理測定加入氯化鈉的量為0g、0.5g、1.25g、2.5g時濾液中亞磷酸的含量。

2.5 陰離子交換樹脂對不同濃度亞磷酸飽和吸附量的測定

配制100ml 9.18×10-2g/100ml的亞磷酸溶液，取50ml于100ml燒杯中，加入1g陰離子交換樹脂，放在磁力攪拌器中攪拌10分鐘，抽濾，測濾液的pH=1.4。測濾液中亞磷酸的含量。

同理測定陰離子交換樹脂對濃度為0.459g/100ml、0.918g/100ml、1.84g/100ml、4.59g/100ml的亞磷酸的飽和吸附量。

2.6氯化鈣、氯化鋇與亞磷酸沉淀效果的測定

2.6.1 氯化鈣與亞磷酸沉淀效果的測定

配制3g/100ml的亞磷酸溶液100ml，取25ml于100ml燒杯中。并用氫氧化鈉溶液調節pH值為10.4，稱取2.0g氯化鈣固體，加適量水溶解。往燒杯中加入該氯化鈣溶液，沉淀完全后，抽濾，測濾液pH值為9.7。測定濾液中亞磷酸的含量。

2.6.2 氯化鋇與亞磷酸沉淀效果的測定

取25ml 3g/100ml的亞磷酸溶液于100ml燒杯中。并用氫氧化鈉溶液調節pH值為11.4，稱取4.5g氯化鋇固體，加適量水溶解。往燒杯中加入該氯化鋇溶液，沉淀完全后，抽濾，測濾液pH值為11.0。測定濾液中亞磷酸的含量。

2.7 氯化鈣與亞磷酸沉淀最佳pH值的測定

配制3g /100ml的亞磷酸溶液500ml，取25 ml于100ml燒杯中，加入1.5 g氯化鈣固體，并用氫氧化鈉溶液調pH=2.8 ，待沉淀完全后，抽濾上述各沉淀，并將抽濾所得沉淀放在烘箱中烘干，并稱重。

同理測定pH為3.6 、4.5 、5.1 、6.2 、7.4 、8.7時所得沉淀質量。

3.實驗結果與討論

3.1 測定磷含量的工作曲線的繪制

當加入磷酸鹽標準溶液的體積分別為0.00、4.00、8.00、12.00、16.00、20.00mL時，通過計算得磷酸鹽的摩爾濃度以及根據步驟2.1測得吸光度如表1所示：

3.2草甘膦母液中總磷含量的測定

根據步驟2.2測得吸光度A=0.870 ，由標準曲線y=0.2025x-0.0156計算得濃度為4.37×10-6mol/50ml。則草甘膦母液中總磷含量為1.35 g/100ml。

3.3 陰離子交換樹脂與亞磷酸交換的最佳pH值的確定

根據步驟2.3測得不同pH值下0.1g/100ml的亞磷酸經陰離子交換樹脂吸附后濾液中亞磷酸含量結果如表2所示：

由表3.3可知，當pH=1.0時亞磷酸被陰離子交換樹脂交換的最多，交換前亞磷酸含量為9.18×10-2 g/100ml ，交換后亞磷酸含量為2.15×10-2 g/100ml，即pH值為1.0是陰離子交換樹脂與亞磷酸交換的最佳pH。

3.4 氯化鈉對亞磷酸交換效果的測定

根據步驟2.4測得不同量的氯化鈉與亞磷酸經陰離子交換樹脂交換后濾液中亞磷酸含量的關系如表3所示：

由此可知，隨著氯化鈉質量的增加，濾液中磷含量也不斷增加，即亞磷酸根被陰離子交換樹脂交換的量就逐漸減少。因此，氯離子對陰離子交換樹脂對亞磷酸根的交換效果有一定的影響，在一定濃度范圍內，氯離子濃度越大，對交換效果的干擾就越大。

3.5 陰離子交換樹脂對不同濃度亞磷酸飽和吸附量的測定

根據步驟2.5測得亞磷酸濃度與陰離子交換樹脂吸附量的關系（樹脂量都為1g）如表4所示：

3.6 氯化鈣、氯化鋇與亞磷酸沉淀效果的測定

3.6.1 氯化鈣與亞磷酸沉淀效果的測定結果

根據步驟2.6.1測得吸光度A=0.103，由標準曲線y=0.2025x-0.0156計算得濃度為1.17×10-4mol/100ml，即濾液中亞磷酸含量為9.59×10-3g/100ml。

3.6.2 氯化鋇與亞磷酸沉淀效果的測定結果

根據步驟2.6.2測得吸光度A=0.101，由標準曲線y=0.2025x-0.0156計算得濃度為5.76×10-4mol/100ml ，即濾液中亞磷酸含量為 4.72×10-2g/100ml。

對比結果3.6.1和3.6.2中亞磷酸含量可知，使用氯化鈣與亞磷酸沉淀效果較好。因此本實驗選取氯化鈣和亞磷酸進行沉淀。

3.7 氯化鈣與亞磷酸沉淀最佳pH值的分析

根據步驟2.7測得不同pH值下，氯化鈣與亞磷酸反應所得沉淀量的關系如表5所示：

由表3.7可知，當pH值從5.1開始，氯化鈣與亞磷酸已沉淀完全，因此氯化鈣與亞磷酸沉淀最佳pH值為5.1。

4 總結

由上述實驗可得，陰離子交換樹脂對亞磷酸根的交換的PH值為1.0.溶液中有氯離子存在且氯離子濃度在一定范圍內時，會對交換效果產生干擾。利用沉淀劑與亞氯酸根沉淀時，選擇的沉淀劑為氯化鈣，且沉淀的PH值為5.1時，此時的沉淀量最大，沉淀效果最好。

參考文獻

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[3] 田鋒，伊連慶.含磷廢水處理得研究現狀[J]。工業安全與環保，2005，31（7）：6-8.

廢水總磷的處理方法范文5

關鍵字：單晶硅；太陽能電池；生產污水；回收處理

1 單晶硅太陽能電池的生產廢水濃度和性質分析

1.1 單晶硅太陽能電池生產工藝流程

硅太陽能電池生產中在腐蝕清洗、去磷硅玻璃和石英管清洗等工藝過程中須使用KOH、IPA、鉻酸、HF、HCl、H2SO4等化學藥品，相應的產生含IPA濃廢液廢水和含氟廢液廢水、含鉻廢水。硅太陽能電池的主要生產工序如下：

清洗：清洗的主要目的是去除硅片上的污物。制絨：硅晶太陽能電池的制絨工藝是加入鉻酸或HNO3、HF、H2SO4的強氧化性溶液將切割后硅片上的污物清除，在硅片上形成減反織構。

擴散：磷擴散是在硅片表層摻入純雜質原子的過程。刻蝕、去PSG：利用HF溶液對硅片邊緣進行腐蝕，去除硅片邊緣的PN結。去PSG是對刻蝕后硅片上的磷硅玻璃用氫氟酸等清洗的方法進行清除。

等離子化學氣相沉積(PECVD)：PECVD被使用來在硅片上沉積氮化硅材料。

絲網印刷：是通過絲網印刷機將銀漿或鋁漿等導電材料印刷在硅片上。

燒結：該工序通過高溫合金的過程，使印刷上的金屬電極與硅片連接更牢固。

1.2 單晶硅太陽能電池的生產流程中的污水產生

測試、包裝、入庫：對電池片的性能指標進行測試，合格則包裝入庫。

2 單晶硅太陽能電池生產廢水處理工藝設計分析

2.1 硅太陽能電池生產的含氟廢液廢水處理工藝分析

目前常用的含氟廢水處理工藝主要有吸附法和沉淀法。

吸附法是指含氟廢水流經接觸床，通過與床中固體介質進行離子交換或化學反應，去除氟化物。此法只適用于低濃度含氟廢水或經其他方法處理后氟濃度降至10～20mg/L的廢水。此外，還有冷凍法、離子交換樹脂除氟法、超濾除氟法、電滲析等，但因處理成本高，除氟效率低，至今多停留在實驗階段，很少推廣于工業含氟廢水治理。

沉淀法是除氟工藝中應用最廣泛、適宜于處理高濃度含氟廢水的一種主要方法。常用的沉淀劑有石灰、電石渣、白云石、明礬及可溶性鈣鹽等，傳統處理方法是采用Ca(OH)2進行中和反應，生成難溶的氟化鈣，以固液分離手段從廢水中去除。但由于在25℃時，CaF2在水中的飽和溶解度為16.5mg/L，其中F－占8.03mg/L。即使暫不考慮處理后出水帶出的CaF2固形物，也無法達到現行國家廢水排放標準10mg/L。加大Ca(OH)2用量不但帶來過量的堿度和硬度，造成新的污染，而且余氟濃度也很難降到10mg/L以下。同時除氟的沉淀過程中受各種反應條件影響如pH值、加藥量、反應時間等，單純鈣鹽沉淀難以保證去除率達到要求。

硅太陽能電池的含氟廢液廢水設計中常采用的工藝是鈣鹽沉淀+鋁鹽吸附混凝沉淀的二級除氟工藝。工藝設計在投加Ca(OH)2形成氟化鈣鹽沉淀的同時，還添加CaCl2。在Ca(OH)2沉淀氟離子的同時中和pH，反應過程中pH控制在8.0～8.5左右沉淀效果較好，要使氟離子排放能夠達標，CaCl2通常是過量投加的，一般在2倍～3倍左右。

考慮到鈣鹽與氟離子產生的氟化鈣沉淀是一種微細的結晶，沉淀效果不佳。故通常在加入鈣鹽的基礎上加入混凝劑和絮凝劑，可以保證氟化鈣鹽的沉淀效果。常用的鋁鹽混凝劑主要有硫酸鋁、聚合氯化鋁、聚合硫酸鋁，均有良好的混凝除氟效果。

2.2 單晶硅太陽能電池生產的含IPA濃堿廢液廢水處理工藝分析

單晶硅太陽能電池有機生產廢水有IPA廢液和濃度較低的IPA廢水。主要的有機污染物為異丙醇（IPA）。其BOD5/CODCr>0.6，COD濃度較高。濃堿廢液中所含IPA濃度約在25000mg/L，COD濃度高達50000mg/L。IPA廢水所含IPA濃度約在1000mg/L左右，COD濃度約為3000mg/L。兩者如果混合在一期排放，混合后的廢水COD濃度在5000mg/L左右。

含IPA廢水處理工藝有蒸餾法，厭氧好氧生物處理法等。有相關文獻[2]介紹采用蒸餾、精餾、吸附組合工藝回收環酯草醚工藝廢水中的異丙醇，通過程序升溫控制熱媒與物料溫差在17～20℃對廢水進行蒸餾預處理，再經過精餾和吸附處理后，得到的異丙醇含量不低于98.5%，含水率不超過0.5%，總收率大于82.2%，回收效果非常明顯。但此工藝耗能較大，運行成本較高。如含IPA廢液和含IPA廢水分開收集至廢水處理站，由于IPA濃堿廢液流量不大，含IPA的濃度也較高，采用精餾工藝經濟可行的。

低濃度IPA廢水由于濃度不高，采用精餾工藝處理效果不明顯，且能耗大。硅太陽能電池生產廢水中排出的異丙醇廢水BOD5／COD約為0.40，COD濃度在3000mg／L左右，通常采用好氧工藝處理。

研究表明水解酸化具有提高異丙醇廢水可生化性的功能[3]，水解酸化處理后BOD5／COD提高至0.50左右，在進水COD為2000～3000mg／L條件下，采用水解酸化-好氧生化工藝處理，COD總去除率可達90%左右，BOD5

總去除率可達95%左右。

2.3 單晶硅太陽能電池生產的含鉻廢液廢水處理工藝分析

廢水總磷的處理方法范文6

關鍵詞：畜禽養殖 畜禽廢水 廢水治理

中圖分類號：X703 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2013）06（c）-0146-02

1 畜禽養殖廢水污染現狀

畜禽業是我國農業和農村經濟的重要組成部分，畜禽養殖業大力發展所帶來的環境污染問題日益嚴重，根據2010年2月的《第一次全國污染源普查公報》中對農業源、生活源和工業源主要污染物的排放量進行了分析匯總。在農業源中，畜禽養殖業的COD和氨氮排放量分別為1268.26萬噸和71.73萬噸，占農業源COD和氨氮排放量的95.8%和78.1%，占全國COD和氨氮排放量的41.9%和41.5%。

2 畜禽養殖廢水危害

目前全國規模化養殖場每天排放的畜禽養殖廢水量大、集中，并且廢水中含有大量污染物，如CODcr、氨氮、重金屬、殘留的獸藥和大量的病原體等，如不經過處理直接排放，將會造成嚴重污染，其主要的危害如下。

2.1 對水體的危害

養殖業廢水屬于含大量病原體的高濃度有機廢水，大量有機物質進入水體后，有機物的分解將大量消耗水中的溶解氧，使水體發臭，導致水生生物大量死亡；氮、磷可使水體富營養化。

2.2 對大氣環境的危害

畜禽養殖廢水在厭氧情況下會產生大量的NH3、H2S等惡臭氣體，這些惡臭氣體將影響及危害飼養人員及周圍居民的身體健康。

2.3 對農田及作物的危害

畜禽養殖業廢水中含有較多的氮、磷、鉀等養分，如果未經任何處理就直接、連續、過量的施用，則會給土壤和農作物的生長造成不良的影響，如引起作物產量降低，推遲成熟期，影響后續作物的生產等。

3 畜禽養殖廢水特點及治理技術

3.1 畜禽養殖廢水特點

養殖廢水具有典型的“三高”特征，CODcr高、氨氮高、SS高，以豬場為例，3種清糞工藝污水水量及水質調查情況如下表1所示。

3.2 廢水治理技術

3.2.1 廢水預處理技術

無論畜禽養殖場廢水采用什么綜合措施進行處理，都必須首先進行固液分離。目前，我國已有成熟的固液分離技術和相應的設備，其設備類型主要有篩網式、臥式離心機、壓濾機等。

3.2.2 廢水處理主要技術

畜禽養殖廢水一般需要多種處理技術的結合。從治理技術來看，要實現去除CODcr、BOD5的同時，再脫氮除磷的效果，厭氧工藝是不可或缺的。目前我國畜禽養殖廢水的治理主要有兩種模式：一種是厭氧-自然處理模式，適用于中小型規模化養殖場；另一種是厭氧-好氧利用模式，適用于大中型畜禽養殖場或養殖區。

（1）厭氧+自然處理技術。

厭氧處理特點是造價低，占地少，能量需求低，還可以產生沼氣；而且處理過程不需要氧，不受傳氧能力的限制，因而具有較高的有機物負荷潛力，能使一些好氧微生物所不能降解的部分進行有機物降解。厭氧常用的方法有完全混合式厭氧消化器、厭氧接觸反應器、厭氧折流板反應器、上流式厭氧污泥床、厭氧流化床、升流式固體反應器等。

自然處理法是利用天然水體、土壤和生物的物理、化學與生物的綜合作用來凈化污水。這類方法投資省、工藝簡單、動力消耗少，但凈化功能受自然條件的制約。自然處理的主要模式有氧化塘、土壤處理法、人工濕地處理法等。

采用厭氧+自然處理技術的工藝流程如圖1所示。

（2）厭氧+好氧處理技術。

厭氧處理技術在前面已進行分析，在此不再敘述。

好氧處理的基本原理是利用微生物在好氧條件下分解有機物，同時合成自身細胞。在好氧處理中，可生物降解的有機物最終可被完全氧化為簡單的無機物。該方法主要有活性污泥法、生物接觸氧化、SBR、A/O及氧化溝等。

采用厭氧+好氧處理技術的工藝流程如圖2所示。

4 總結及展望

畜禽養殖業作為全國重點污染防治行業，其廢水的達標治理越來越受關注，畜禽養殖廢水具有典型的“三高”特征，CODcr 高、氨氮高、SS高，目前單一的處理方法無法滿足廢水達標排放的要求。因此，要結合養殖場養殖種類不同，清糞方式不同，并根據水量、水質情況采用組合處理方法，綜合考慮該處理方法的投資、日常運行費用和操作是否方便等問題。

為了做好畜禽養殖業污染防治工作，減少廢水的排放和化學物質對環境的輸入，使污染減輕到最低限度，不僅要實現處理過程的無害化，而且要實現處理過程的資源化，有效地保護和改善農村生態環境，促進畜禽養殖環境與經濟的可持續協調發展。

參考文獻

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[3] 秦偉，郭曦，蔣立茂.畜禽養殖場廢水處理技術初探[J].四川農機，2006（1）：35-37.

[4] 陳蕊，高懷友，傅學起，等.畜禽養殖廢水處理技術的研究與應用[J].農業環境科學學報，2006，25（增刊）：374-377.

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