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現(xiàn)場施工質(zhì) 量 控制執(zhí)行項目經(jīng)理負(fù)責(zé)制，控制方 法 及程序仍與廠內(nèi)制作時一樣。　煉焦過 程 是中 國 環(huán) 境 中多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的重要來源, 貢獻了全 國 PAHs總量的16以上, 早在2003年, 就有1602 t的PAHs隨焦化廢水排放到水環(huán) 境 中, 按照現(xiàn)在的焦炭產(chǎn)量估算, 焦化行業(yè)每年排放到環(huán) 境 中的PAHs會達(dá)到5000 t以上.針對從煤油和焦油中提取的PAHs, 經(jīng)過動物實驗證實, 發(fā)現(xiàn)其具有較強的致癌性. PAHs除了表 現(xiàn) 出潛在的致癌性外, 它還可以在生物體 內(nèi) 蓄積, 同時通過食物鏈傳遞, 從而給自然環(huán) 境 和人類健康帶來極大危害.因此, 由工業(yè)廢水中的PAHs而引起的環(huán) 境 污染特別是其歸趨行為必須重點關(guān)注.作為焦化廢水中的特征有機污染物, PAHs會以各種形式存在于廢水處理的各個工藝階段, 在此過 程 中, 強疏水性的PAHs極易轉(zhuǎn)移到污泥相中, 導(dǎo) 致 其在焦化污泥中不斷累積, 因此, 污泥處理也將是值得挑戰(zhàn)的課題. 2012年開始實施的《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo) 準(zhǔn) 》(GB 16171-2012)明確規(guī)定了焦化廢水中PAHs的排放限值, 其中總PAHs的限值為0.05 mg·L-1, 苯并[a]芘的限值為0.03 μg·L-1, 此標(biāo) 準(zhǔn) 的提出進一步表明PAHs是煤焦化行業(yè)控制的重點.目前的焦化廢水工藝設(shè)計主要集中于滿 足 BOD、COD、總氮和揮發(fā)酚等常規(guī)指標(biāo)的合格性, 雖然可以通過活性炭尾水吸附等手段滿 足 焦化廢水中PAHs的出 水 排放限值的要求, 但作為焦化廢水中的特征有機污染物, PAHs會以較高濃度的形式存在于焦化廢水處理的各個工藝階段中, 中間物料特別是污泥的排放值得關(guān)注.廢水處理工程在去除焦化廢水中的有機污染物發(fā)揮了重要作用, 國內(nèi)焦化廢水處理站主要采用A/O2、O/A/O、A/O/H/O、SBR、生物膜等工藝.本課題組于2004年設(shè)計的韶鋼焦化廠一期廢水處理工程采用A/O2處理工藝, 且在總結(jié)韶鋼焦化廠一期A/O2生物流化床工藝基礎(chǔ)上, 于2007年在韶鋼二期工程上進行了改進, 采用了新型的A/O/H/O生物流化床工藝.這兩種工藝在主要的污染指標(biāo)上均表 現(xiàn) 出良好的處理效果, 達(dá)到排放標(biāo) 準(zhǔn) , 其中A/O/H/O新型生物工藝對COD、氨氮、揮發(fā)酚和氰 化物具有更好的降解效率.到目前為止, 極少有文獻研究不同的工藝對PAHs分布行為及削減效果的影響.本文以韶鋼一期工程的A/O2生物流化床工藝及韶鋼二期工程的A/O/H/O生物流化床工藝為研究案例, 以16種PAHs作為研究對象, 分析焦化廢水處理過 程 中PAHs在兩種工藝中的水相和污泥相的分布, 計量PAHs在廢水處理過 程 中的通量變化, 然后進行質(zhì) 量 衡算, 通過對該類物 質(zhì) 在兩種工藝中水相和污泥相中的濃度及削減量的計算, 考察PAHs在兩種工藝中的削減行為及去除效果, 評估兩種工藝在PAHs削減方面的優(yōu)劣, 以期為焦化廢水中PAHs的削減在工藝方面的選擇提供借鑒.

建設(shè)于英國PooleSTW地區(qū)的BAFF工藝，及其該工藝的設(shè)計、調(diào)試、運行狀況②生物接 觸 氧化池：有效容積1837m3，內(nèi)置填料，填料接 觸 時間為7.1h池底采用曝氣軟管曝氣，物 質(zhì) 對CAP電子束輻照降解的影響(C0=100 mg?L-1, 輻照劑量0~4 kGy, 共存物 質(zhì) 0~50 mg?L-1)加入HCO3-后, 溶液的pH值會改變(pH=7.1~8.3).從3.2節(jié)的討論結(jié)果可知, CAP在中性和堿性條件下的降解速率相較于其它pH值條件來說是偏低的, 因此, HCO3-可以通過改變體系pH值來抑 制 CAP的降解速率.此外, 在其他3種體系中, HCO3-和CO32-都可以強烈地與CAP競爭體系中的活性粒子, 如HO?(k分別為3.9×108和8.5×106 L?mol-1?s-1)和eaq-(k分別為6.0×105和3.9×105 L?mol-1?s-1).雖然HCO3-和CO32-可以與HO?生成活性較低的無機自 由 基, 如CO3?-和HCO3?(Buxton et傳 統(tǒng) 生物接 觸 氧化法相比增 加 了氧利用率，供氣量小，容積負(fù)荷高，內(nèi)設(shè)導(dǎo)流板，可以使水在反應(yīng)器中形成環(huán)流，提 高 了處理效率。并且占 地 面積小，總投資少，操作管 理 方便，無污泥膨 脹 問題、無異味污染。該裝置已在河南省新鄉(xiāng)市亞洲啤酒有限公司廢水處理工程中運用。實踐證明該工藝是可行的，為啤酒廢水處理提供了一個成功實例。該工程被評為1999年河南省環(huán)保局主辦的環(huán) 境 污染防 治 工程優(yōu) 秀 設(shè)計一等獎。1 廢水水質(zhì)水量及排放標(biāo) 準(zhǔn) 該啤酒廠生產(chǎn)能力為10×104ta，廢水量排放為2040m3d，主要廢水指標(biāo)如表1。表1 啤酒廢水水質(zhì)取樣地 點 ρ(CODcr) (mg.L菌量為1 g?L-1;再向體系中加入一定量的Cu(NO3)2和Pd(NO3)2溶液, 使體系中重金屬離子濃度分別為1 mg?L-1Cu2 、1 mg?L-1Pb2 和1 mg?L-1Cu2 1 mg?L-1Pb2 , (30±1) ℃下置于150 r?min-1恒溫?fù)u床中處理2 h后取樣, 測定2種重金屬的濃度.2.2.3 重金屬共存下P. aeruginosa吸附性能Pb2 共存下活菌對Cu2 的吸附：向含1 mg?L-1 Cu2 、pH=7.0的純水體系中加入一定量的P. aeruginosa菌懸液, 投菌量為1 g?L-1;再向體系中加入一定量的Pb(NO3)2溶液, 使體系中Pb2 濃度分別為1、2、5、8、10 mg?L-1, 于(30±1) ℃置于150 r?min-1恒溫?fù)u床中處理2 h后取樣,置的膜微孔曝氣生物接 觸 氧化A/O工藝處理后，COD去除率高，可生化性提 高 ，對后續(xù)好氧生物也的氣泡上浮時間，池子中水的流態(tài)基本上相對靜止，原水中的懸浮物從池底浮到表面的速度快（可達(dá)40～100mmmin），有效水深只需400～500mm。 3.6污泥池圓形鋼筋砼結(jié)構(gòu)，2座，尺寸為D×H=22×4.0m，池中安裝攪拌機。 3.7鼓風(fēng)機房磚混結(jié)構(gòu)，1座，尺寸為19.5×8.4×6.3m，內(nèi)設(shè)三臺離心鼓風(fēng)機（單臺Q=80m3min，H=5.5m，N=110kw），兩用一備。 3.8脫水機房、加藥間磚混結(jié)構(gòu)，1座，尺寸為20×10×4.5m，內(nèi)設(shè)1m帶式壓濾機1臺及氣浮加藥設(shè)備1套，加藥間內(nèi)設(shè)次氯 酸 鈉 發(fā)生器四套（三用一備，單套加氯量2.0kgh，N=5kw）。 3.9綜合樓磚混結(jié)構(gòu)，建筑面積35Ⅰ.芳 香 族蛋白質(zhì)Ⅰ、Ⅱ.芳 香 族蛋白質(zhì)Ⅱ、Ⅲ.富里酸、Ⅳ.溶解性微生物產(chǎn)物、Ⅴ.腐殖酸5類.如圖 12(a)~12(c)為不同水力停留時間活性炭生物轉(zhuǎn)盤上生物膜S-EPS的三維熒光掃描圖, 圖 12(d)~12(f)為不同水力停留時間活性炭生物轉(zhuǎn)盤上生物膜LB-EPS的三維熒光掃描圖, 圖 12(g)~12(i)為不同水力停留時間活性炭生物轉(zhuǎn)盤上生物膜TB-EPS的三維熒光掃描圖.從中可知不同水力停留時間下均有Peak S1、Peak L1、Peak T1為溶解性微生物產(chǎn)物; Peak S2、Peak L2、Peak T2為芳 香 族蛋白質(zhì)Ⅱ; Peak S3、Peak L3、Peak T3為芳 香 族蛋白質(zhì)Ⅰ.結(jié)果表明S-EPS以及分別位理工程。(三)編制范圍1、本方案只涉及廢水處理站內(nèi)的設(shè)計和施工概算;2、消防設(shè)計、冬季保暖及廢水處理站外的管網(wǎng)設(shè)計、供電系 統(tǒng) 設(shè)計和概算由企業(yè)自行安排。三、排放廢水特點概述該食品企業(yè)的生產(chǎn)廢水排放屬中等偏低濃度的有機廢水，主要含有有機污染物 質(zhì) ，不含有毒物 質(zhì) ，廢水的BOD5CODcr為0.6左右，可生化性好，易于生化處理。在淀粉生產(chǎn)過 程 中產(chǎn)生的生產(chǎn)廢水含有淀粉、糖類、蛋白質(zhì)、有機酸等溶解性有機物 質(zhì) ，小顆粒淀粉、纖維等不溶性細(xì) 小 顆粒有機物及泥砂等無機物。為了減輕后續(xù)處理構(gòu)筑物的處理負(fù)荷，保護后續(xù)處理設(shè)施，應(yīng)在輸送、清洗值雖未超標(biāo), 但大值(200.27 μg?L-1)超過《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo) 準(zhǔn) 》(GB 5749-2006)規(guī)定的標(biāo) 準(zhǔn) 限值. Mo濃度(151.42~170.69 μg?L-1)整體處于較高水平, 各采樣點濃度均超過《地表水環(huán) 境 質(zhì) 量 標(biāo) 準(zhǔn) 》(GB 3838-2002)和《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo) 準(zhǔn) 》(GB 5749-2006)規(guī)定的標(biāo) 準(zhǔn) 限值, 大值和小值分別是標(biāo) 準(zhǔn) 限值的2.44和2.16倍, 表明陸渾水庫飲用水源地水體中Mo污染較為嚴(yán)重. Fe、Hg、Ni和Zn大值與小值相差較大, 大值分別是小值的5.54、38.5、7.93和6.76倍.從變異系數(shù)來看, Fe和Hg的變異系數(shù)比其他元素大, 說明這2種元素濃度在各采樣點存在較大差異.從表 1還可上。印染廢水電化學(xué)法脫色棉紡織品印染生產(chǎn)工藝及其廢水特性牛仔服飾染色及其廢水特性絲綢印染及其廢水特性印染廢水處理-生物處理法印染廢水處理研究進展膜技術(shù)怎么應(yīng)用在廢水處理中改性淀粉基絮凝劑—廢水脫色改性殼聚糖基絮凝劑—廢水脫色復(fù)合型淀粉基絮凝劑—廢水脫色鋼鐵工業(yè)廢水除鹽技術(shù)—膜法除鹽鋼鐵工業(yè)廢水除鹽技術(shù)—電吸附除鹽工藝生物絮凝劑處理廢水脫色含油廢水處理概述廢水脫色—復(fù)合絮凝劑有機絮凝劑處理印染廢水脫色含油廢水處理破乳劑應(yīng)用典型焦化廢水處理工藝優(yōu) 化 染料分子中發(fā)色基團的不飽和雙鍵可被氧化斷開、形成分子量較小的有機物或無機物,從而使染料失去發(fā)色能力。氧化法包括化學(xué)氧化、光催化氧化和超聲波氧化。雖然具體工藝不同,但脫色機制卻是相同的。化學(xué)氧化是目前研究較為成熟的方 法 。氧化劑一般采用Fenton試劑(Fe2 -H2O2)、臭氧、氯 氣 、等。采用Fenton試劑在pH4～5時催化H2O2生成?OH,使染料氧化脫色,所生成的新生態(tài)Fe2 還具有促凝含酚廢水主要來源于煉油、焦化、煤氣和以苯 酚 或酚醛為原料的化工、造紙、冶煉、紡織印染等行業(yè)的生產(chǎn)過 程 中.此類廢水來源廣、水量大、組分復(fù)雜、毒性大，是我國水污染控制中被列為重點解決的有毒有害廢水之一.在水體中，5 mg·L-1以上的苯 酚 即可對魚類的生存構(gòu)成威脅(.苯 酚 被美國環(huán)保署列入優(yōu)先控制污染物和65種有毒污染物名單，也是我國優(yōu)先控制污染物之一.我國污水綜合排放標(biāo) 準(zhǔn) (GB8978-1996)規(guī)定，揮發(fā)酚的一級標(biāo) 準(zhǔn) 、二級標(biāo) 準(zhǔn) 和三 級 標(biāo) 準(zhǔn) 分別為0.5、0.5、2.0 mg·L-1.

　均勻曝氣時的氣水體積比為21：1, 漸變曝氣的氣水體積比為19：1, 相當(dāng)于一般污水廠曝氣階段的氣水體積比15.6：1、14.4：1, 相比之下, 漸變曝氣方 式 曝氣量有了明顯地減 少 .由圖 7a可知, 比較3種曝氣方 式 , 各指標(biāo)水質(zhì)去除率都在80以上, 說明這3種曝氣方 式 在水質(zhì)去除上都是符合要求的, 那么接下來比較這3種曝氣方 式 的優(yōu)越性可以從其與VOCs不同的排放關(guān)系著手.由圖 7b所示, 漸強、漸減曝氣剛開始時, VOCs逸散濃度變化趨勢與均勻曝氣一致, 當(dāng)每隔1 h變化1次曝氣強度時, VOCs逸散濃度發(fā)生階梯性的變