1.分析方法  

本試驗中涉及到的分析檢測方法如表 1 所示，具體操作過程請參見 2002 年《水和廢水監測分析方法(第四版)》

2 .試驗裝置與方法

 本試驗中所用的儀器設備如表 2 所示。所用電鍍廢水取自上海某電鍍廠生產廢水預處理后納管口，各項水質指標如表 3 所示。

本試驗所選用的工藝流程如圖 1 所示。電鍍廢水先入鐵碳反應槽，再進入水解酸化池和 MBR反應池。 

其中，鐵碳反應的原料為鐵刨花，在反應池中加入鐵刨花，調節 pH 值到酸性，通過曝氣使廢水與其充分接觸，反應完全后，排水到沉淀池，取上清液進行檢測。

 水解酸化池的體積為6.9 L，空床停留時間約為 15 h，MBR 反應池體積 3 L，空床停留時間 7 h 左右。

 首先通過檸檬酸配制的電鍍模擬廢水對活性污泥進行培養馴化后，逐步按照20 %、50 %、100 %的比例在進水中添加實際電鍍廢水。

1 .鐵碳反應原理及作用效果 

當廢棄的鐵刨花置于水中時，由于鐵(陽極)和碳化鐵(陰極)之間存在一定的氧化還原電位差，在鐵刨花內部形成了許多細微的原電池;此外，鐵和其周圍的炭粉又形成了較大的原電池。

 廢水中的鐵和碳發生內部和外部的雙重電解，即微觀和宏觀原電池反應。

 電極反應生成具有很高活性的新生態[H+]，能夠跟廢水中多組分發生氧化還原反應，同時，金屬鐵能夠和廢水中的重金屬離子發生置換反應，已有研究證實，使用鑄鐵屑和焦炭以 2 ∶ 1 比例作為鐵炭的原料，對 Cr6+、Cu2+、Ni2+的濃度分別為50、15、10 mg / L 的電鍍廢水進行預處理，出水三種重金屬的濃度分別為 2.5、0.75、0.5 mg / L; 

鐵碳反應后通過調節 pH 值到中性或堿性，可將水中大量剩余 Fe2+轉化為 Fe3+并通過水解作用產生一系列含有羥基的簡單單核配離子向膠體型轉化，形成大顆粒的 Fe(OH)3 沉淀。

 在這一過程中，多核配離子不僅對膠粒產生電性中和作用，降低 電位，發生聚集，而且它的鏈狀線性結構可以在已經中和的膠粒之間起粘接架橋作用，使它們很快凝成較大的絮體，加速沉淀，網捕卷掃微小沉淀顆粒，提高了去除率，可將 COD 為 800~1200 mg / L 的電鍍前處理廢水降低到 80~120 mg / L。

 由此可見，鐵碳不僅對重金屬具有催化還原作用，對廢水中的有機物也有良好的處理效果，鐵碳的反應時間及反應初始 pH 值對鐵碳反應結果有明顯的影響。

 ① 反應時間對鐵碳效果的影響

 鐵碳反應的適宜初始 pH 值為酸性，在反應過程中 pH 值隨反應時間的延長而升高，為了探索電鍍廢水進行鐵碳反應到終點所需要的時間，確定反應時間以及考察在鐵碳反應 pH 值達到穩定后，持續曝氣對廢水水質是否具有進一步的提高作用，通過鐵碳反應過程中溶液的 pH 值變化控制鐵碳反應的時間，選擇鐵碳反應的初始 pH 值為 3，鐵碳反應過程中水溶液的 pH 值逐漸上升，在 30 min內 pH 值可升高到 4，在鐵碳反應 1 h 內 pH 值升高到 5，隨后 pH 值升高速度變慢，約 1.5 h 后升高到5.6 左右，并持續穩定，基本不再上升。

 因此，選取鐵碳反應中水溶液的 pH 值變化為 pH=4、pH=5、pH=5.6，pH 穩定后持續曝氣 1 h，pH 平衡后持續曝氣14 h 為時間節點，對比反應時間對鐵碳反應完全程度的影響。

 該過程中 B / C 比(BOD / COD)的變化如圖 2 所示，隨著溶液 pH 值的升高，B / C 比逐漸提高，鐵碳反應 pH 值升高到 5.6 后不再繼續升高，但 BOD 仍然略有下降說明鐵碳反應仍在緩慢進行，在 pH=5.6時鐵碳反應對該廢水 B/C 比的提高明顯;在厭氧條件下進行鐵碳反應會推動廢水中硝態氮轉化為氨氮，但在好氧情況下對廢水中氨氮的濃度影響不大。

 綜上所述，鐵碳反應的反應時間為 pH 值上升到 5.6 所需的時間。

② 初始 pH 值對鐵碳處理效果的影響 

鐵碳反應的初始 pH 值決定了鐵碳反應的速度，根據文獻調研和前期的實驗研究發現，鐵碳反應適宜的 pH 值為酸性，但當初始 pH 值過低時，鐵碳反應劇烈，且鐵屑消耗過快，水中 Fe2+的濃度高，產生的沉淀量較多，初始 pH 值偏高時反應過慢，耗時長，停留時間過長勢必會增加反應器的容量，導致實際工程應用時反應器占地面積大，建設成本的增加。

為了確定該電鍍廢水鐵碳反應的適宜初始 pH值，對比 pH 值為 2、2.5、3、3.5 和 4 時鐵碳反應對該廢水的處理效果，反應時間為 60 min，由圖 4、5 可以看出，在較高的初始 pH 值條件下，鐵碳反應緩慢，提高 B/C 比所需時間長;較低的 pH 值時可快速的完成鐵碳反應，但鐵刨花消耗速度快，產生化學污泥多，提高運行成本。

 因此，選擇 pH=2~4 為初始 pH 值，平衡了反應速度和反應強度的矛盾，既可在較短的時間內完成鐵碳反應，又不會消耗過多的鐵刨花而產生大量化學污泥。

2. 水解酸化和好氧 MBR 的作用 

通過水解酸化反應器對電鍍廢水中的大分子有機物進行水解，好氧 MBR 反應器進一步去除水中的有機污染物和氨氮，如圖 6、7 所示為 COD、BOD 的去除率，水解池的 COD、BOD 平均去除率分別為 36.27 %和 55.81 %， 好 氧 MBR 對 COD 和BOD 的平均去除率為 69.57 %和 75.79 %。

 由于電鍍過程中常用硝酸作為原材料，廢水中硝酸鹽約占總氮的 70 %，在沒有回流和有機碳源不充足的情況下，一方面由于高濃度的硝酸鹽對好氧池內的硝化反應產生抑制作用，另一方面，由于缺乏充足的碳源，微生物無法進行硝化反應，且污泥由于缺乏營養，泥質松散，顏色偏黃，容易堵塞膜組件孔隙，增加膜組件反沖洗頻率，在實驗過程中較長的一段時間內氨氮的去除效果始終較差，如圖 8 所示。

 經過反復試驗，取得良好的氨氮去除效果，出水氨氮濃度基本保持在 15 mg / L 以內。

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