國外農葯廢水的研究現狀

1. 國內外研究概況

一、生態地球化學的調查與評價

生態地球化學是從全國多目標區域地球化學調查和應用實踐中產生的科學理論，是一項以多目標區域地球化學調查為基礎，以生態地球化學評價、生態地球化學評估、生態地球化學預警和生態地球化學修復為主體的系統工程（奚小環，2008）。

21世紀勘查地球化學在解決人類資源與環境的重大問題上發揮了巨大作用，區域地球化學調查應用於生態環境與農業地質研究方面的文獻近10年來呈明顯上升之勢。生態地球化學研究工作在國際上的全面開展是從20世紀90年代後。為配合國際地球化學填圖計劃（IGCP259）的實施，俄羅斯、瑞典、加拿大、德國、捷克、南非和紐西蘭等許多國家都進行了區域性的地球化學填圖，並利用區域地球化學資料開展環境、農牧業和地方病等多目標應用研究（王徽，2001；施俊法，2003）。生態地球化學填圖綜合考慮了自然污染和人為污染地球化學狀況，為勘查地球化學解決人為污染問題開辟了一條嶄新的道路，並在生態地球化學的理論框架下，進行區域生態地球化學調查與評價工作。

隨著人類社會面臨的環境問題與可持續發展問題的日益突出，中國勘查地球化學界審時度勢，將工作重點由單一的找礦勘探擴展至以資源與環境並重，立足於為國家社會經濟宏觀發展戰略服務，為國土資源規劃、管理、保護和合理利用服務的綜合調查與評價。生態地球化學調查是國土資源部中國地質調查局組織實施的一項綜合基礎地質工作。它以區域土壤和水體地球化學調查為依託，以第四紀地質體為研究對象，以土地質量評估為主要內容，以服務於農業生產、環境保護和礦產資源普查等多領域為目標。該項工作分多目標區域地球化學調查、區域生態地球化學評價、局部生態地球化學評價和總體綜合研究4個層次（楊忠芳，2004）。

中國地質調查局組織實施的生態地球化學調查（農業地質調查）項目自2002年實施以來，已完成多目標區域地球化學調查面積近135×10⁴ km²，涉及浙江、江蘇、安徽、湖南和湖北等31個省（區、市），採集測試分析了54個指標值（2008）。生態地球化學調查在很大程度上查明了我國土壤中包括有益與有害成分在內的各種元素指標的組成、類型、含量和強度及其分布地區、范圍和面積等，填補了國家長期以來包括土壤污染在內各項元素指標的空白，是一項具有深遠意義的成果。調查表明，國家土地質量地球化學總體狀況是好的，符合種植無公害農作物的土地質量標準的土地面積占調查面積的92%，符合種植綠色農作物的土地面積佔87%，達到土壤環境質量一、二類標準的佔87%。同時土地污染狀況不容忽視，占調查面積13%的土壤存在污染（李敏，2009）。中國存在的主要地球化學現象和問題有：①長江流域 Cd 等重金屬異常呈帶狀分布；②黃河流域高As、高F、低I和高I等地方病問題突出；③城市及周邊地區Hg、Pb等異常普遍存在；④全國各大湖泊呈現有害元素匯集的趨勢；⑤西南碳酸鹽岩區Cd、As等重金屬元素背景值普遍較高；⑥土壤酸化問題較為嚴重；⑦各種肥力元素與有益元素的分布存在較大的差異；⑧土壤有機碳儲量分布不均。

生態地球化學評價是在多目標區域地球化學調查基礎上，研究元素和化合物等地球化學指標在土壤圈的分布與分配規律、異常特徵及其對生態環境產生的影響，針對性地測定元素形態或價態，研究元素成因來源及其在地球系統中的行為，即在遷移轉化過程中的形態變化作用途徑和機理，預測可能發生的地球化學問題（奚小環，2004）。生態地球化學評價又進一步分為區域生態地球化學評價和局部生態地球化學評價。區域生態地球化學評價是針對流域或區帶（面積范圍為10⁶～10² km²）內元素和化合物分布特徵，通過對元素及化合物的來源示蹤及遷移途徑研究，評價它們對生態系統及各組成要素的影響，預測其未來變化趨勢。局部生態地球化學評價是以面積小於數百平方千米的元素或化合物的局部地球化學異常為研究對象，運用地球化學方法技術，追蹤異常物質來源，查明異常成因，研究地球化學環境與生態現象或問題的關系，預測生態地球化學環境變化趨勢，提出興利避害的對策措施。

為指導生態地球化學評價工作，中國地質調查局於2005年底正式發布了《區域生態地球化學評價技術要求（試行）》，規定了河流、農田、城市、湖泊濕地和淺海等生態系統的評價技術路線。目前各個省份生態地球化學調查已經全面進入生態地球化學評價工作階段，取得了一系列成果，在農業和環境等方面得到普遍應用，產生了廣泛影響。例如，珠江三角洲地區生態地球化學評價結果顯示：珠江三角洲土壤Hg污染區面積佔11.57%，主要分布於廣州—佛山一帶，屬人為污染。蔬菜類農產品超過食品衛生標准Hg限量的比例為3.12%，已影響蔬菜的品質，但對蔬菜質量安全構成的威脅並不大。土壤Hg絕大部分以硫化物存在，活潑相態Hg含量極低（林傑潘，2007）。冀東平原存在不同程度的重金屬富集污染，其中以Hg、Cd污染富集較為嚴重，綜合污染級別以輕—中污染為主，重金屬富集污染成因與當地地質背景有關，同時當地強烈的工農業等人為活動加劇了污染與富集（欒文樓，2009）。浙江省依據杭嘉湖平原區土壤中Hg、As、Sb、Pb、Zn、Cd、S、Cu、Mo、Sn等元素的污染分指數和綜合污染指數，進行了區域環境質量評價（朱立新等，1996）。杭嘉湖平原大部分地區屬清潔區、基本清潔區，但由於人類活動和工業污染，在杭州市、紹興市和嘉興市等地區的土壤出現了從初始污染—輕度污染—中度污染—重度污染的現象，特別是杭州市和紹興市周圍存在較大范圍的重度污染區。

生態地球化學與生態地球化學評價，是研究人類能夠感知的和正在進行的地球化學過程。要解決重大的生態地球化學問題，所有研究工作須跨越學科的界線，將生態學、環境科學、地學、農學和醫學，甚至政治和經濟學等學科融合在一起，通過各學科的相互交叉和滲透，才能了解生態系統復雜性的真諦。中國擁有全球獨一無二的區域地球化學資料，深入挖掘多目標區域地球化學調查數據所蘊含的信息，更好地服務於當地的經濟建設與社會可持續發展，仍是擺在生態地球化學領域的一個現實課題（廖啟林等，2005）。生態地球化學的發展要立足地質、地球化學，充分考慮岩石—水—土—大氣—生物等層圈的相互作用，評價地球化學因子在不同生態子系統中的生態服務功能、區域空間分異特徵及其變化趨勢，為區域社會經濟發展規劃提供科學依據。

二、土壤污染研究

土壤直接或間接地參與了陸地生態系統物質循環，是生態環境基本構成要素，農業生產的基礎（賴啟宏，2005）。土壤的環境地球化學效應一方面受各圈層影響，同時也對各圈層的生態地球化學過程具有較大影響。近年來，由於現代化工業和農業的發展，土壤環境污染不斷加劇，土壤污染已成為中國乃至全球性土壤退化的重要因素，嚴重地威脅著人類的身體健康。

土壤污染的種類繁多，有化學污染、物理污染、生物污染和放射性污染，甚至復合交叉污染，其中以化學污染最普遍、最嚴重，也最難以治理。土壤污染物質，一般分為兩大類：無機污染物和有機污染物。由於土壤污染具有隱蔽性、潛伏性、不可逆性和長期性，其後果極為嚴重。長期以來人們只考慮土壤具有的交換、吸附、淋濾和降解自凈作用，將土壤作為廢棄物處置場所。然而，在長期污染影響下累積於土壤的化學物質，經植物吸收和動物攝取或溶入水體，可影響農作物產量、農產品質量以至整個生態系統的穩定性和安全性。當氣候環境條件和土地利用方式改變時，短時期內土壤污染物有可能大量活化進入水、植物和農產品，危害動植物和人體健康，導致延緩而突然爆發的有害效應，即所謂的「化學定時炸彈」（stigliani W et al.，1991；謝學錦，1993）。在早期工業化國家都曾發生過因環境污染所引發的環境公害事件，如20世紀50年代日本公布的兩起震驚世界的環境公害事件：富士地區高含量鎘米導致的慢性中毒的「骨痛病」和熊本地區汞污染導致的「水俁病」，都造成了大量人員致病和死亡，均因土壤和水體長時期的污染導致農產品和養殖水產品污染所引發的。因此日本是世界上土壤污染發現最早，也是污染較為嚴重的國家之一。

為了全面深入地研究污染物對環境質量的沖擊程度以及對人類的危害程度，控制並修復土壤污染，諸多國家都陸續開展了不同層面上的土壤污染研究，包括眾多的污染現狀調查、土壤環境質量評價和風險評價及其宏觀決策管理等，並取得了一定的研究進展。關於土壤污染研究的內容主要有以下方面：

一是土壤污染物遷移和轉化規律的研究。不同化學物質在土壤中的持留和釋放規律，國內外都做了大量研究（Kinniburgh D G，1986），並形成了反映污染物質持留和釋放規律的平衡模型與動力學模型。這些模型對於預測土壤環境中化學物質的吸附、釋放和運移等行為有積極意義。Pagotto等的研究發現，在公路附近土壤中有Pb、Zn、Cd的積累，且隨著距離的增大和土壤深度的增加而降低，一些土壤樣品有少量Ni、Cr（Pagotto，2001）。交通對環境的影響主要在公路兩側1500 m的范圍內，500 m以內對土壤影響最顯著，超出此范圍，土壤中的Pb含量達到背景值水平。有學者認為：重金屬元素在土壤中的遷移實質上受到重金屬隨土壤水分的遷移，在土壤中的擴散，與土壤顆粒之間和重金屬及其他溶質不同組分之間的化學反應變化，以及被植物吸收等多因素制約和影響（隋紅建，2006）。

二是土壤污染物的生態效應研究。土壤中污染物會對土壤生物類型、生物數量、生物活性、土壤酶系統及土壤呼吸和代謝等作用產生較大影響，危及土壤生態系統的正常結構、功能與平衡。研究發現，施用的農葯有20%～70%長期殘留在土壤中（Calderbank，1994）。殘留農葯對土壤中的硝化細菌、根瘤菌和根際微生物影響較大。我國大多數城市近郊土壤都受到了不同程度的污染，有許多地方糧食、蔬菜和水果等食物中鎘、鉻、砷、鉛等重金屬含量超標或接近臨界值。土壤環境重金屬分布對人體健康有著重要影響，李森照（1979）討論了環境中Cr與人的健康關系，指出Cr對人體健康產生重要的影響。

三是關於土壤環境質量的研究。土壤污染會直接導致土壤質量的下降，圍繞土壤環境質量問題，目前涉及的主要內容包括土壤重金屬的污染與污染土壤的退化和土壤中重金屬的行為與環境質量和土壤中稀土元素的行為與環境質量等。近年來國內外學者對土壤環境質量及其指標體系做了較多研究，極大地豐富了土壤質量評價的內容，國外的研究已經開始關注生態系統多樣性、土壤質量演變過程及機理等土壤環境的問題。關於土壤環境質量的評價方法，國內外研究和評價雖然還沒有完善的評價體系，但已有許多學者發表過有價值的資料，所採用的土壤環境質量評價的方法有很多，土壤環境質量評價也越來越具有科學性和實用性，其中包括有指數評價法、模糊綜合評價法和灰色聚類法等。

四是關於土壤污染的防治研究。例如對於土壤重金屬污染的防治，世界各國都開展了廣泛的研究工作。由於土壤重金屬污染存在潛在性、不可逆性、長期性和後果嚴重性等特點。因此污染的治理應立足於「防重於治」的基本方針。有學者利用生物措施進行土壤修復，如陳同斌等發現As的超累積植物娛蛤草，在工程中有較好的實際應用價值，並在湖南郴州市建立了亞洲的第一個植物修復基地。此外工程措施包括客土、換土、翻土和去表土等方法，適用於大多數污染物和多種條件。汪雅谷等對土壤重金屬污染進行客土處理，使鎘等重金屬殘留量平均下降50%～80%。

土壤圈是個開放系統，進入土壤中的污染物，通過遷移、擴散和生物代謝等途徑進入生物和水等環境中，並產生污染。要科學研究評價土壤污染物的環境行為和環境效應，必須把大氣、水、土壤、生物作為有機整體，研究污染物在不同環境界面上的遷移和轉化規律，重點研究土壤-作物耦合系統污染動力學方面的機理，建立相應的數學模型，對綜合防治地下水和大氣污染及研究土壤環境容量等都具有重要意義。

三、地方病與地質背景的關系研究

人類的生存依賴於自然環境，自然環境的優劣將直接影響人們的身體狀況。20世紀60年代，英國地球化學家哈密爾頓研究發現，人體組織中的元素含量曲線與地殼中元素豐度曲線具有驚人的相似性。地質環境中的微量元素通過土壤—水—植物—食物—人體這個食物鏈進入人體，如果維持人體正常發育所需的微量元素供量不足或過剩，都會影響人體的正常發育生長及代謝。吉林大學、中國地質大學（武漢）、中國地質科學院有關院校及國土資源部的部分研究機構就地方病的地質環境和地球化學成因等問題進行了長期研究。美國、英國和印度等國家也在不同地方開展了地方性疾病與地質環境和地質作用的關系研究。

研究表明：目前我國主要的地方病有碘缺乏病（IDD）、地方性氟中毒、地方性硒中毒、克山病和大骨節病等。它們在時空上的分布和地質環境中的地形地貌、地質構造、地層岩性、土壤和水（地表水、地下水）等因素密切相關。例如青海省碘缺乏病、慢性氟中毒病和大骨節病區絕大多數分布在東部黃河干支流第三紀（古近-新近紀）河谷盆地內。在水平方向上，病區具有沿不同河段分布的特點；在垂直方向上，病區具有與地形地貌垂直分帶相一致的分布規律（陳梅芬，1994）。

地質構造控制著山崖岩石的分布，由於各地山崖岩石的不同，其危害性礦物對各地區人的身體影響是不同的。因此引起了地方疾病呈區域性或地區性分布，如地氟病病帶范圍與氟異常等值線區基本吻合。我國主要分布在大興安嶺和雲貴高原經向構造帶與燕山和祁連山秦嶺兩個東西向構造帶交切形成的十字交叉狀部位（羅衛等，2004）。

我國地球化學工作者在生態環境領域最早進行探索的就是地方病研究。從20世紀80年代初期開始，我國勘查地球化學工作者利用第二代區域化探資料，進行了農牧業、環境和地方病等領域的研究。如貴州鄧峰林（1980）、湖北童霆（1982）和福建蔡以評（1988）利用水系沉積物測量地球化學資料進行區域環境質量評價；中國地質科學院地球物理地球化學研究所孫天蔚等（1989）研究了冀東地區1∶20萬水系沉積物元素分布與農作物產量和地方病等之間的關系；中國地質科學院地球物理地球化學研究所朱立新等（1993）在浙江杭嘉湖平原區1×10⁴ km² 的范圍內，系統地開展了農業和環境地球化學調查和研究。全國多目標區域地球化學調查和生態地球化學評價計劃的實施，突出地展示了現代地球化學為社會經濟發展和人民健康服務的功能和效用。通過對平原、河谷及盆地地區的系統調查和專題評價，存在的生態和環境問題及生態優勢潛力得以查明，城鄉土、水、氣狀況及地方病等問題都得到了系統的研究和評價，為國家經濟建設和可持續發展提供了科學依據。

2. 農葯廢水的農葯廢水處理方法

光催化法
銳鈦型的TiO2 在紫外光的照射下能產生氧化性極強的羥基自由基,能夠氧化降解有機物,使其轉化為CO2、H2O以及無機物,降解速度快,無二次污染,為降解處理農葯廢水提供了新思路 。對於光催化降解有機物目前關注的問題,一方面是降解過程中的影響因素和降解過程的轉化問題 ,對納米TiO2 的固載化和反應分離一體化成為光催化領域中具有挑戰性的課題之一,另一方面是提高制備催化劑催化效率的問題。
陳士夫等在玻璃纖維、玻璃珠、玻璃片上負載TiO2 薄膜光催化劑,並用於有機磷農葯的降解,取得了滿意的結果。梁喜珍通過研究TiO2 光催化降解有機磷農葯樂果廢水的影響因素,獲得了適宜的工藝條件。潘健民通過對納米TiO2 及其復合材料光催化降解有機磷農葯進行的研究,分析了在不同催化劑、不同濃度AgNO3 浸漬、不同實驗裝置條件下的光催化降解效果,說明TiO2 表面擔載微量的Ag後,不僅能提高納米TiO2 催化活性,而且有較好的絮凝作用,使TiO2 與處理後的水易分離,後處理更方便。葛湘鋒研究發現光催化降解在一定條件下符合零級動力學反應模式,而且反應速率常數和反應物起始濃度也呈線形關系,當反應物濃度增長過快達到一定值時,其反應速率常數明顯下降,反應物濃度過高時,則降解反應不再符合零級反應。
目前採用的光催化體系多為高壓燈、高壓氙燈、黑光燈、紫外線殺菌燈等光源,能量消耗大。若能對納米TiO2 進行有效、穩定地敏化,擴展其吸收光譜范圍,能以太陽光直接作為光源, 則將大大降低成本。
超聲波技術
超聲波是頻率大於20 kHz的聲波,超聲波誘導降解有機物的原理是在超聲波的作用下液體產生空化作用,即在超聲波負壓相作用下,產生一些極端條件使有機物發生化學鍵斷裂、水相燃燒、高溫分解 或自由基反應。
鍾愛國等研究表明,在甲胺磷濃度為1. 0 ×10- 4 mol ·L - 1、起始pH2. 5、溫度30 ℃、Fe2 + >50 mg·L - 1、充O2 至飽和的條件下,用低頻超聲波(80W·cm- 2 )連續輻照120 min,甲胺磷去除率達到99. 3% ,乙醯甲胺磷的去除率達到99. 9%。孫紅傑等研究了各種因素超聲波頻率、功率、聲強、變幅桿直徑和溶液初始pH等對超聲降解甲胺磷農葯廢水的影響。Kotronarou等得出對硫磷在超聲條件下可以被完全降解為PO43 - 、SO42 - 、NO3- 、CO2 和H+ ,而在反應溫度為20 ℃、pH為7. 4時,對硫磷無催化水解半衰期為108 d,其有毒代謝產物對氧磷水解半衰期為144 d。Cristina等對馬拉磷農葯在超聲波輻射下, 82μmol·L - 1的馬拉磷溶液30 min內pH從6下降到4, 2 h內所有的馬拉磷全部降解,產物均為無機小分子。
蔣永生、傅敏等報道了用超聲波降解模擬廢水中低濃度樂果的試驗表明,輻射時間延長,降解率增加,加入H2O2 可明顯提高樂果的降解率,在溶液初始濃度較低的范圍內,降解速率隨濃度增大而加快,
濃度增大到一定值後,降解速率變化不明顯,超聲降解時溶液溫度控制在15～60 ℃為宜。謝冰等對久效磷和亞磷酸三甲酯生產過程中產生的廢水進行了超聲氣浮預處理,可降低其COD和毒性,提高其可生化性,再經以光合細菌為主的生化處理,可使其COD降至200 mg·L - 1。
王宏青等研究表明: 滅多威經超聲作用35min,可被完全轉換為無機物,其降解過程為假一級反應;濃度增加時,降解減慢; Fe2 +和H2O2 對降解有促進作用,且Fe2 +促進作用比H2O2 的大;採用不同氣體飽和溶液時,降解率的大小順序為Ar >O2 >Air >N2。紅外光譜表明降解產物為SO42 - 、NO3- 和CO2。
目前有關超聲輻射降解有機污染物的研究,大多屬於實驗室研究,還缺乏系統的研究,更缺少中試數據。
生物法
在國內,農葯廠家大多建有生化處理裝置,但目前幾乎沒有一家能夠獲得理想的處理效果。因此,對這類廢水的生化處理研究是十分必要的。已有大量研究表明真菌、細菌、藻類等微生物對有農葯有很好的降解作用。
程潔紅從土壤中分離得到以多菌靈生產農葯廢水為惟一碳源生長的13株菌,經鑒定為假單胞菌屬( Pseudom onas sp. ) ,研究了SBR 工藝運行的最佳條件,所篩選的菌株對多菌靈農葯廢水的COD去除率為52. 3%。張德詠,譚新球從生產甲胺磷農葯的廢水中篩選具有促生活性及可降解甲胺磷的光合細菌菌株, 培養後第7 d, 該菌株可降解甲胺磷(65. 2% , 500 mg·L - 1和49. 6% , 1 000 mg·L - 1 ) ,樂果(45. 4% , 400 mg·L - 1 ) ,毒死蜱(51. 5% , 400 mg·L - 1 ) ,該菌株也能夠以三唑磷、辛硫磷作為惟一碳源生長。
生物膜法將微生物細胞固定在填料上,微生物附著於填料生長、繁殖,在其上形成膜狀生物污泥。與常規的活性污泥法相比,生物膜具有生物體積濃度大、存活世代長、微生物種類繁多等優點,尤其適宜於特種菌在廢水體系中的應用。王軍、劉寶章利用半軟性填料進行掛膜,處理菊酯類、雜環類綜合農葯廢水。當進水CODCr為6 810、3 130、1 890mg·L - 1時,經過24 h的作用,細菌膜對CODCr的降解率分別達到24. 8%、43. 5%、53. 4%。
電解法
鐵炭微電解法是絮凝、吸附、架橋、卷掃、共沉、電沉積、電化學還原等多種作用綜合效應的結果,能有效地去除污染物提高廢水的可生化性。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;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附集並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,能進一步提高處理效果。
雍文彬採用鐵屑微電解法能有效去除農葯生產廢水中的COD、色度、As、氨氮、有機磷和總磷,去除率分別可達76. 2%、80%、69. 2%、55. 7%、82. 7%和62. 8%。張樹艷採用鐵炭微電解法對幾種農葯配水進行處理,試驗結果表明,最佳反應條件下,廢水的CODC r 去除率都可達67%以上;最佳反應條件:鐵/水比為(0. 25～0. 375) ∶1,鐵/炭比為( 1～3) ∶1, pH3～4,反應時間1～1. 5 h。廢水經微電解處理,然後進行Fenton試劑氧化,則微電解出水中Fe2 + 可作為Fenton的鐵源,且微電 解時有機污染物的初級降解也有利於後續Fenton反應的進行。吳慧芳採用微電解和Fenton試劑氧化兩種物化手段對菊酯、氯苯BOD5 /CODCr = 0. 03)和對鄰硝氯苯(BOD5 /CODCr = 0. 05) 3種廢水按比例配製而成的綜合農葯廢水進行預處理,結果表明:在廢水pH為2～2. 5時,經微電解處理後,BOD5 /CODCr比值達0. 45以上,可生化性提高; Fenton試劑對綜合農葯廢水CODCr去除率為60%左右,色度去除率接近100%。劉占孟以活性炭-納米二氧化鈦為電催化劑,對甲胺磷溶液的電催化氧化降解規律進行研究表明,該工藝能有效去除廢水中的有機物,納米二氧化鈦催化劑的催化效果顯著。電解效果隨著電解時間的延長、催化劑的增加而升高,低pH有利於電催化氧化過程中H2O2 和·OH 的生成。王永廣採用電解/UASB /SBR工藝處理生化性差、氯離子濃度高的氟磺胺草醚農葯廢水。設計電流密度取30. 0 A·m- 2 ,該工程的電費為2. 30 元·m- 3 ,葯劑費為0. 30 元·m- 3 ,人工費為1. 50元·m- 3 ,運行成本為4. 10元·m- 3 , COD去除率> 97%。
氧化法
深度氧化技術(AOPs)可通過氧化劑的組合產生具有高度氧化活性的·OH,被認為是處理難降解有機污染物的最佳技術。
引入紫外線、雙氧水聯合作用和調控反應體系pH,可進一步提高臭氧深度氧化法的效率。陳愛因研究表明,紫外光催化臭氧化降解農葯2, 4-二氯苯氧乙酸(2, 4- D)廢水成效顯著,臭氧/紫外(UV)深度氧化法(比較單獨臭氧化、臭氧/紫外、臭氧/雙氧水、臭氧/雙氧水/紫外4種臭氧化過程)是最好的臭氧化處理方法。2, 4- D 200 mg·L - 1的水樣,反應30min, 2, 4- D降解完全, 75 min時礦化率達75%以上。鹼性反應氛圍有利於臭氧化反應進行。雙氧水的引入對2, 4- D降解無明顯促進作用,這是因為雙氧水分解消耗OH- ,沒有緩沖的反應體系pH降低,限制了雙氧水的分解和·OH自由基鏈反應。表明添加H2O2 對光解效果有一定改善作用,投加量達到75 mg·L - 1時,水樣的COD去除率由零投加時的20%提高到40% ,但過量投加對處理效果沒有進一步促進作用。曝氣能促進光解效果,特別對UV /Fenton工藝作用更為顯著,光解水樣2 h後,曝氣條件下的COD 去除率可從不曝氣條件下的30%提高到80%。
催化濕式氧化能實現有機污染物的高效降解,同時可以大大降低反應的溫度和壓力,為高濃度難生物降解的有機廢水的處理提供了一種高效的新型技術。催化劑是催化濕式氧化的核心,諸多學者致力於研究開發新型高效的催化劑。韓利華等以Cu和Ce為活性組分,制備了Cu /Ce復合金屬氧化物,比較了均相-多相催化劑的催化性能。韓玉英在催化濕式氧化法處理吡蟲啉農葯廢水中,分別用硝酸亞鈰和硝酸銅作催化劑,反應一定時間後COD去除率分別達到80%和95. 5%。用硝酸銅作催化劑處理吡蟲啉農葯廢水具有較高的活性,但Cu2 + 有較高的溶出量。張翼、馬軍在廢水中加入2種自製的催化劑,結果表明,只用臭氧處理的情況下7 d後有機磷的去除率為78. 03%; 在催化劑A 存在下, 去除率可達93. 85%;在催化劑B存在下,去除率可達為88. 35%。在室溫和中性介質中均屬於一級反應。ClO2 是一種強氧化劑,鹼性條件下氰根(CN- )先被氧化為氯酸鹽,氯酸鹽進一步被氧化為碳酸鹽和氮氣,從而徹底消除氰化物毒性。陳莉榮將含氰農葯廢水空氣吹脫除氨後,採用ClO2 作為氰化物的氧化劑,氰化物濃度為60～80 mg·L - 1 , pH為11. 5左右時,按ClO2 ∶CN- ≥3. 5 (質量比)投葯,氰化物的去除率達97%以上,氧化後廢水經生物處理系統進一步處理後各項指標都能達排放標准要求。

3. 解析農葯廢水有哪些處理方法

在我國，80%的農葯品種是有機磷農葯，該類農葯具有品種繁多，生產工藝復雜，副產物多，三廢排放量大、含鹽量高、色重、味臭、難生化等特點。以樂果廢水為例，該水味奇臭，COD 高達200000 mg /L，有機磷含量1000 ～ 18000 mg /L，含鹽量15%。目前國內有機磷生產廠家往往對該類廢水未經處理或處理不達標就向外排放，嚴重地污染了環境，因此研究並實施有機磷農葯廢水處理方法是治理農葯行業污染的重點。
1 有機磷農葯的分類、生化特點及廢水共性
1．1 有機磷農葯按化學結構大致分為
(1) 磷酸酯類，如敵百蟲、草甘膦等，該類化合物生化處理比較容易，如南通農葯廠生產的敵百蟲，久效磷等廢水直接稀釋進生化，COD 去除率可達85%左右[1]。
(2) 一硫代磷酸酯類，如甲基對硫磷、甲基嘧啶磷、丙溴磷等，該類化合物因含硫而味臭，不能被微生物降解，與可生化降解物混合，可部分降解為正磷酸。
(3) 二硫代磷酸酯類，如樂果、馬拉硫磷等，該類化合物因含多硫味特臭，不能被微生物降解，與可生化降解物混合，極少部分降解為正磷酸。
由以上可知，硫代磷酸酯類有機磷農葯是該類農葯預處理的重點和難點，只有通過預處理降解才能進一步進生化池生化。

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2．2 有機磷農葯廢水共性成分
通過對有機磷廢水的成分分析可知，廢水中95% 以上不是農葯本體，而是它們的中間體及不同階段的降解產物(圖2)中含量較多的有:

3 有機磷農葯廢水預處理的方法
近年來對有機磷廢水的處理，基本圍繞著分解和去除廢水中的有機硫、磷進行，大體可分為物理處理法和化學處理法。物理處理法包括: 吸附、萃取、氣提、絮凝沉降等方法，化學處理法包括: 氧化、還原、水解等方法。
3．1 物理處理
3．1．1 吸附
吸附是一種物質附著在另一物質表面的過程。目前採用較多的吸附劑有大孔樹脂、活性炭、粉煤灰及膨潤土。其中大孔樹脂及活性炭因價格昂貴，使用受到一定的限制，且存在活化再生的問題，而粉煤灰吸附雖效果不及前者，但處理簡便、成本低廉，可達到以廢治廢的效果、目前得到廣泛應用。如文獻報道[2]採用季銨鹽改性粉煤灰處理有機磷廢水，磷的吸附率可達97%。
3．1．2 萃取
萃取: 採用與水不溶而能很好溶解污染物的萃取劑，使其與廢水充分接觸，利用污染物在水及溶劑中溶解度的不同，達到分離和凈化廢水的目的。使用比較多的有絡合萃取、液膜萃取。在處理丙溴磷廢水時採用TBP 與環己烷形成絡合劑萃取回收水中的氯酚，氯酚回收率可達98%。沈陽化工院採用液膜萃取含酚廢水，也達到很好的效果[3]。
3．1．3 氣提、吹脫
氣提、吹脫法是將氣體吹入廢水，使溶解性氣體或易揮發性物質變成氣體，從而凈化廢水的過程。湖南海利集團採用蒸汽氣提回收樂果硫磷酯工段廢水中的氨氮，氨氮去除率可達85%，大大提高了廢水的可生化性。
3．1．4 絮凝、沉降
絮凝沉降是採用加入絮凝劑破壞廢水懸浮顆粒的穩定性，消除顆粒間的斥力，使顆粒接觸並吸附在一起，再通過絮凝劑進行架橋及網捕，形成大顆粒從水中分離的方法。該方法因簡單，成本低廣泛應用在廢水處理中。現有絮凝劑主要有無機絮凝劑及有機絮凝劑兩大類，無機絮凝劑主要有硫酸鋁，聚合氯化鋁、聚合硫酸鐵等，有機絮凝劑主要有聚丙烯醯胺和甲醛－雙氰胺類。
3．2 化學處理
3．2．1 化學氧化法
化學氧化法主要包括電催化氧化、芬頓氧化、及濕式氧化法。
(1) 電催化氧化處理技術
電催化氧化處理技術是一種高級的電化學氧化工藝，是利用外加電場作用，在特定的電化學反應器內，通過一系列設計的化學反應、電化學過程或物理過程，達到預期的去除廢水中污染物或回收有用物資的目的。在反應過程中一般是直接氧化和間接氧化同時進行。現在應用較多的電催化氧化技術是以活性碳、惰性金屬(Ag，Pt，Ti 等) 和表面塗覆PbO2，SnO2，Sb2O5等氧化膜的惰性金屬為陽極，以鐵板為陰極，通過電極的直接和間接作用，達到去除污染物、凈化水質的目的[4]。湖南海利集團將這一技術運用到硫磷酯廢水及甲基嘧啶磷的廢水處理中，COD 去除率可達45%，可生化性得到大幅的提高。
(2) 芬頓氧化法
Fenton 法是一種高級氧化工藝。通過Fe2 + 和H2O2結合生成高反應活性的羥基自由基，它可有效處理絕大多數難降解有機廢水。與其他高級氧化工藝相比，具有操作簡單、反應快速等優點。由於使用雙氧水，成本還比較高，限制了該法的廣泛應用。如李榮喜等將芬頓法運用到降解湖南天宇化工農葯有限公司的三唑磷農葯廢水，COD 去除率高達95%[5]。為提高芬頓試劑的效率，目前有報道採用UV/Fenton 及超聲(微波) /Fenton 的方法，能使COD 去除率提高10% ～ 20%[6]。
(3) 濕式氧化法
濕式氧化法簡稱WAO，是以空氣及氧氣為氧化劑將溶解及懸浮於水中的有機物或還原性無機物，在高溫高壓下進行液相氧化分解，大幅去除COD/BOD/SS 的方法。該方法氧化徹底，如處理硫磷酯廢水，能將其完全無機化，但該法對設備要求高，反應條件苛刻、設備成本高，在國內使用尚不普遍[7]。
3．2．2 化學還原法
鐵/炭微電解屬電化學還原技術，利用鐵一炭體系形成的微原電池對水中難降解污染物進行處理。微電解作用機理主要包括:(1) 鐵屑的吸附作用; (2) Fe 的還原作用; (3) 微電解產物Fe2 +、氫的還原作用; (4) Fe2 + /Fe3 + 的絮凝作用。匡蕾、揚庚等將此法用在處理有機磷農葯中間體乙基氯化物生產廢水中，處理後水的COD、硫化物、總磷的去除率分別高達90．2%、99．4%、95．0%，廢水的可生物降解性明顯提高，為進入生化創造了條件[8]。
3．2．3 水解法
有機磷農葯水解分鹼式水解、酸式水解[9]。鹼式水解機理為OH－進攻P 原子，發生Sn2取代。鹼性條件下從三酯水解成二酯容易，再繼續水解困難，因此一般停留在一級水解階段。在酸性條件下水解反應的機理一般認為首先使連酯的氧原子上質子化，然後碳原子受到攻擊發生Sn2取代反應，經不斷取代，最終水解為無機磷。化學水解法處理有機磷農葯廢水從理論上看是可行的，從實際應用看是有效的，尤其適宜處理高濃度有機磷廢水處理。如在酸性條件水解水胺硫磷，有機磷、硫化物、NH3－ N 和總磷去除率均大於90%，COD 去除率達50%以上[10]。

4 結論
有機磷廢水種類很多，依結構分，共同的中間體有同樣的廢水，但因農葯縮合的另一半差異，不同的廢水要採取不同的處理方法，單獨採用任何一種方法處理高濃度有機磷農葯廢水在經重點難點貫穿於課堂討論中去，加強教學效果使學生能夠牢固掌握復合材料的一些基本概念方法，還能對大學生創新能力的培養起到重要作用。

4. 污水處理技術篇：看高級氧化法是如何處理農葯廢水的

農葯廢水達標處理難度較大，原因在於該類廢水水量小、毒性大，含有高濃度有毒有機污染物、成分復雜、難降解物質較多，且無機鹽濃度較高。農葯廢水所含有機物大多為致畸、致癌、致突變物質，危害性極大，如隨意排放會導致水質污染加劇，並威脅人類健康。農葯廢水具有較高的毒性和鹽度，微生物無法生存，故不適合採用生物法對其進行直接處理，即使採用生物法處理也很難達到排放標准。目前，運用合適的預處理技術使農葯廢水的可生化性提高、毒性降低是農葯廢水處理的關鍵。由於高級氧化方法反應快速徹底、沒有選擇性，因而作為預處理手段具有較大的優勢。
高級氧化方法作為廢水預處理方法的研究已經成為一大熱點，尤其是對高濃度有機廢水的預處理。高級氧化方法的共同特點是能生成具有強氧化性的羥基自由基(•OH)，•OH氧化降解有機物，最終降解產物為H2O和CO2。這種方法有諸多優點：
(1)反應中可產生大量活潑•OH以及其他自由基，氧化能力很強，且可作為中間產物誘發後面的鏈式反應;
(2)•OH與廢水中的污染物直接反應，無二次污染;
(3)該方法便於操作，可氧化處理某些微量有機物，以達到不同的處理目標;
(4)能獨自降解廢水，也能聯合其他高級氧化方法或生物工藝使用，降低處理成本。但由於農葯廢水自身的特殊性質，高級氧化法在應用上仍有許多缺陷，如費用高、規模小等。
目前主要的高級氧化方法有：空氣氧化法、光催化氧化法、超臨界水氧化法、電催化氧化法和臭氧氧化法等。近年來，微波和超聲在環境領域中的應用受到研究者的關注，並且已成功應用於廢水、廢氣、固廢的處理方面。關於微波或超聲方法與高級氧化方法聯用處理農葯廢水的研究也越來越多。

5. 環境中POPs 研究現狀

1.2.2.1水體中的POPs研究現狀

已知地表水體中的多環芳烴有20餘種，它們通過吸附在懸浮性固體上、溶解於水和呈乳化狀態這3種方式存在於水體中。PAHs進入水體主要通過城市生活污水和工業廢水排放、地表徑流、土壤淋溶、石油的泄漏、長距離的大氣傳輸造成的顆粒物的干濕沉降及水氣交換等方式。由於PAHs水溶性較差，水中溶解度很低，通常低環PAHs的檢出率大於高環的PAHs，尤其是萘的檢出率最高，菲、芘、熒蒽、芴及其他的化合物檢出率較低，高環PAHs的檢出率最低(楊清書等，2004)。杜兵等(2004)對北京市某典型污水處理廠進出水中的PAHs調查表明，檢出的萘和菲占各個階段PAHs總量的相對比例都相對穩定，均在60%～70%之間。張靜姝等(2007)對某城市污水處理廠回用水處理工藝中的入水和回用水進行了PAHs的測定，結果表明，16種PAHs在入水、回用水水樣中的總濃度分別為1777.9ng/L、1380.1ng/L，其中芴和菲含量最高，其次分別為萘、苊、芘、熒蒽、二氫苊、蒽等。

陳明等(2006a)對北京市5大城市污水處理廠———高碑店、北小河、酒仙橋、清河、方庄污水處理廠進出水水樣中有機氯農葯進行了分析，結果表明，在5個污水處理廠進水中檢測到有機氯農葯類化合物的總濃度∑OCPs為10.1～108.1ng/L，其中方庄污水處理廠的污水進水中∑OCPs最低。方庄污水處理廠主要處理來自方庄住宅區的全部生活污水，其他幾個污水處理廠處理的是城市污水和工業廢水。這說明生活污水引起的有機氯農葯污染較少。污水處理廠出水中的有機氯農葯類化合物的總濃度∑OCPs為8.93～70.7ng/L。徐艷玲等(2006)對北京市某污水處理廠的總泵進水、二沉出水中20種有機氯農葯進行了測定，結果表明，進水中HCHs總質量濃度為13ng/L，以較穩定的異構體β-HCH為主要成分，出水中僅檢測出4種HCHs異構體，其質量濃度在1～8ng/L之間。陳明等(2006b)分析了北京市燕山石油化工有限公司5個典型企業排放廢水中有機氯農葯的濃度，發現存在六六六(HCHs)、滴滴涕(DDT)等有機氯污染物，在5個采樣點的水樣中有機氯農葯的濃度為0.76～14.8ng/L，其中六六六、滴滴涕的含量分別為0.76～10.5ng/L和4.89～14.8ng/L。

地下水中的POPs主要來源於污染的地表水體的滲漏或補給、污水灌溉、固體廢物處置場地及污染土壤的淋濾。如田家怡等(1995)對小清河7個測點污灌水質、污灌區17眼地下水井水質監測表明，河水和地下水中分別檢出93種和56種有機污染物，地下水中苯並［a］芘、四氯化碳濃度超過我國《生活飲用水衛生標准》(GB5749—2006)。從河水和地下水檢出的有機污染物的種類、濃度、來源、類別、測井分布分析，小清河污灌已造成了沿岸地下水的有機污染，污染程度與污灌強度有關。但是目前關於POPs在土壤系統中是如何運動和遷移的，以及它是通過什麼機理滲透進入地下水的等問題研究較少，能夠查閱到的資料也較少。在美國已公布的地下水中致癌PAHs的濃度在0.2～6.9ng/L范圍內，而在地表水中相應的濃度為0.1～800ng/L，大多數在2～50ng/L范圍內(Menziesetal.，1992)。我國在《城市供水水質標准》(CJ/T206—2005)中規定了PAHs總量(苯並［a］芘、苯並［g，h，i］苝、苯並［b］熒蒽、苯並［k］熒蒽、熒蒽、茚並［1，2，3-cd］芘)的限值為0.002mg/L，其中苯並［a］芘的限值為0.01μg/L。從這里可以看出，地下水中PAHs的污染比較少見，即便有，含量水平通常也不高。

地下水環境中有機氯農葯的研究同樣也相對較少。表1.3列出了3個地區地下水中部分有機氯農葯檢出情況。可以看出，相對於1995年時孟加拉國的地下水，珠江三角洲地區地下水中的七氯和DDT的四種異構體兩種有機氯農葯含量普遍偏低，珠江三角洲(黃冠星等，2008)地區地下水中有機氯農葯含量要遠小於蘇錫常(中國地質大學(北京)，2006)，但兩地區地下水中有機氯農葯中只有4，4'-DDT在這兩個地區的地下水中沒有檢出，而在1995年時，孟加拉國的地下水中卻有相當高含量的4，4'-DDT檢出，根據該地區DDT四種異構體檢出情況可知，這個地區有機氯農葯仍在使用。另一個原因，我國在1982年之後就明文規定停止使用滴滴涕、毒殺芬、六氯苯以及七氯等有機氯農葯，而孟加拉國則在1993年之後才停止這些有機氯農葯的使用(Matinetal，1998)。

表1.3 不同地區地下水中有機氯農葯的含量情況(單位:ng/L)

1.2.2.2土壤中的POPs研究現狀

POPs由於具有低溶解性和較強的疏水性，能強烈地分配到土壤有機質中，土壤已成為其重要歸宿，它可以通過揮發、擴散、質流轉移至大氣、地表水和地下水，並且可以通過生物富集和食物鏈對人體健康產生威脅。因此土壤中POPs的殘留及其遷移轉化規律已成為國內外廣大學者研究的熱點。

我國不同地區的土壤都含有一定種類和數量的POPs，其中工業發達區土壤中的PAHs污染尤為嚴重。劉瑞民等(2004)通過對天津市區土壤多環芳烴含量與國外若干城市的比較結果發現，工業化、城市化水平高的地區，土壤PAHs含量的總體水平較高，城市地區土壤PAHs污染一般以燃燒為主要來源，某些情況下，油礦類污染也是主要的污染源之一。葛成軍等(2006)對南京某大型礦業、企業周邊農業土壤(0～20cm)中15種多環芳烴的殘留量進行了調查。結果表明，PAHs的檢出率為100%，總殘留量范圍為312.2～27580.9μg/kg，且以4環以上多環芳烴組分為主。

污水灌溉是我國土壤POPs污染的最主要方式，長期污水灌溉造成污灌區土壤POPs含量明顯升高，嚴重的會超過環境標准。彭華等(2009)對河南省典型農業區域土壤中PAHs污染狀況的初步研究表明，污水灌溉區土壤PAHs污染最為嚴重。曲健等(2006)研究了沈撫灌區上游土壤中PAHs的含量，結果表明，土壤中PAHs含量在787～24570μg/kg，明顯高於清水灌溉土壤。張晶等(2007)對沈撫污水灌區的研究表明，稻田土壤PAHs含量在319.5～6362.8μg/kg之間。肖汝等(2006)研究了有污水灌溉歷史的沈撫灌區、渾浦灌區和清原對照點3個土壤剖面中16種多環芳烴(PAHs)含量的分布特徵，結果表明，沈撫灌區和渾浦灌區檢出PAHs的種類數目明顯大於清原灌區。宋玉芳等(1997)研究表明水稻生長期污水灌溉可明顯增加土壤中多環芳烴總量，且多環芳烴在土壤中行為與污染物理化性質有關。Khanetal.(2008)對北京和天津的污水灌溉區土壤(0～20cm)中16種PAHs進行了研究，結果表明，天津土壤的PAHs總量達1304～3369μg/kg，北京土壤的PAHs總量為2687～4916μg/kg。2～4環的PAHs佔主要的比例，總的PAHs與土壤有機碳(SOC)顯著相關。張枝煥等(2004)研究表明，天津污灌區土壤中多環芳烴含量明顯高於非污灌區，且4環以上的PAHs含量要明顯升高。

有機氯農葯的研究主要集中在表層土壤中，對於土壤剖面上有機氯含量的研究不多，已有的研究成果表明，有機氯農葯在土壤剖面上的遷移能力較差，它們主要累積在表層土壤中。如李常亮等(2008)研究結果表明，某企業污染場地∑HCH的最大值為271.72mg/kg，主要集中在土壤表層(0～20cm)、亞表層(20～40cm)土壤，表層、亞表層土壤中HCH含量遠高於深層(40～150cm)土壤中HCH含量。趙娜娜等(2007)研究結果表明，在土壤表層，生產車間周圍DDT的含量高達104mg/kg以上，在土壤深層，濃度隨深度增加迅速降低，含量梯度變化最大深度為0.2～3m，3m以下土壤中檢出值較小，10m深處濃度最高不超過8.89mg/kg。從他們的研究結果可以看出，HCH和DDT主要累積在土壤表層，且它們向下遷移的能力較差。長期污水灌溉很有可能造成表層土壤OCPs的累積污染。龔鍾明等(2002)研究表明，在天津郊區污灌區農田土壤中HCH及DDT等8種有機氯農葯檢出率為100%，有機氯污染物以β-HCH和4，4'-DDE為主，β-HCH的最高殘留量達到了12.87mg/kg，常年污灌的旱地污染程度最嚴重，而無污水灌溉的旱地污染較輕。孫立波等(2006)對某污灌區的土壤剖面進行采樣研究，結果表明，所有土壤樣品中HCH和DDT含量均未超過《土壤環境質量標准》(GB15618—1995)。對照當地土壤背景值，少數土壤樣品中HCH和DDT的含量有上升趨勢，超過了當地的土壤背景值。上層土壤(0～60cm)中兩種污染物的含量明顯超過底層土壤(60～100cm)。

總結近年來國內外公開發表的資料，土壤中PAHs的殘留情況見表1.4，OCPs的殘留情況見表1.5。

表1.4 國內外土壤中PAHs的檢出情況

續表

表1.5 國內外淺層土壤中有機氯農葯殘留情況(單位:μg/kg)

綜上，國內外學者對土壤中的POPs進行了大量的研究工作，但大都處於POPs污染水平背景調查階段，且主要集中在表層土壤的研究，對深層土壤中的POPs的遷移變化規律鮮有報道。研究工作大都集中在一個獨立的環境，沒有把地表、土壤、地下水作為一個聯系的系統來研究。此外，研究范圍過於狹窄，多限於農業土壤和不同類型的菜地中的POPs殘留，而對污灌區土壤中的POPs的研究主要集中在天津和沈陽兩地，其他地方幾乎還沒開展系統研究，對再生水灌溉產生的土壤中的POPs污染在國內外相關研究領域更少。前已述及，由於我國水資源短缺問題日益突出，且污水灌溉會導致土壤環境質量的日益惡化，嚴重危害人體健康。因此，近年來逐步採用再生水來代替污水灌溉農田，以節約水資源。然而，由於我國對城市再生水的利用和研究都極為缺乏，且再生水中仍然含有大量持久性有毒物質，是否會造成土壤污染，已經引起了廣大學者的關注，但這方面的研究非常薄弱，相關報道很少。因此，研究再生水灌溉是否會造成土壤、地下水中的POPs污染具有重要的意義。

6. 國外農村污水處理怎麼做

目農村污水處理目前有很多種處理方法和工藝，不過現在還是用一體化污水處理設備好，佔地少，運維簡單、成本也不高，出水效果好。

污水處理設備

7. 農葯廢水的簡介

農葯廢水是指農葯廠在農葯生產過程中排出的廢水。廢水水質水量不穩定。主要分為：①含苯廢水：生產1噸六六六排出3～4噸廢水，含苯量1500～2000 mg/L，可採用蒸餾，煤矸礦渣吸附處理；②含有機磷廢水：COD在10000 mg/L以上，含有機磷約1000 mg/L，可先用萃取或蒸餾法回收廢水中的樂果、甲醇、二甲胺等物質，然後用生物法進行無害化處理；③高濃度含鹽廢水：生產1噸敵敵畏產生廢水5～7噸，含COD達數萬毫克/升，含有機磷1000毫克/升及約0.6%敵敵畏有毒物質，以採用濃縮焚燒法或濕式氧化法處理；④高濃度含酚廢水：先通過萃取法回收酚使份含量小於300mg/L，並經適當前處理後再進行生化法或化學氧化處理；⑤含汞廢水：廢水呈酸性，共話物呈溶解狀態，可用於硫化物沉澱法進行處理。近年來，還有採用反滲透法，活性炭-生物膜法對農葯廢水進行處理，一些國家已禁止使用生產六六六等有機氯、有機汞農葯，積極研究微生物農葯，是防止農葯污染的根本途徑。

8. 廢水處理現狀的調研 急急急

利用物理、化學和生物的方法對廢水進行處理，使廢水凈化，減少污染，以至達到廢水回收、復用，充分利用水資源。現代的廢水處理主要分為物理處理法、化學處理法和生物處理法3類。
處理方法 ①物理處理法。通過物理作用分離、回收廢水中不溶解的呈懸浮狀態的污染物（包括油膜和油珠）的廢水處理法，可分為重力分離法、離心分離法和篩濾截留法等。以熱交換原理為基礎的處理法也屬於物理處理法。
②化學處理法。通過化學反應和傳質作用來分離、去除廢水中呈溶解、膠體狀態的污染物或將其轉化為無害物質的廢水處理法。在化學處理法中，以投加葯劑產生化學反應為基礎的處理單元是：混凝、中和、氧化還原等；而以傳質作用為基礎的處理單元則有：萃取、汽提、吹脫、吸附、離子交換以及電滲析和反滲透等。後兩種處理單元又合稱為膜分離技術。其中運用傳質作用的處理單元既具有化學作用，又有與之相關的物理作用，所以也可從化學處理法中分出來 ，成為另一類處理方法，稱為物理化學法。
③生物處理法。通過微生物的代謝作用，使廢水中呈溶液、膠體以及微細懸浮狀態的有機污染物，轉化為穩定、無害的物質的廢水處理法。根據作用微生物的不同，生物處理法又可分為需氧生物處理和厭氧生物處理兩種類型。廢水生物處理廣泛使用的是需氧生物處理法，按傳統，需氧生物處理法又分為活性污泥法和生物膜法兩類。活性污泥法本身就是一種處理單元，它有多種運行方式。屬於生物膜法的處理設備有生物濾池、生物轉盤、生物接觸氧化池以及最近發展起來的生物流化床等。生物氧化塘法又稱自然生物處理法 。厭氧生物處理法，又名生物還原處理法，主要用於處理高濃度有機廢水和污泥。使用的處理設備主要為消化池。
分級 按處理程度，廢水處理（主要是城市生活污水和某些工業廢水）一般可分為三級。
一級處理的任務是從廢水中去除呈懸浮狀態的固體污染物。為此，多採用物理處理法。一般經過一級處理後，懸浮固體的去除率為70％～80％，而生化需氧量（ BOD）的去除率只有25％～40％左右，廢水的凈化程度不高。
二級處理的任務是大幅度地去除廢水中的有機污染物 ，以 BOD 為例 ，一般通過 二級處 理後 ，廢水中的 BOD可
去除80％～90％，如城市污水處理後水中的 BOD含量可低於30毫克／升。需氧生物處理法的各種處理單元大多能夠達到這種要求。
三級處理的任務是進一步去除二級處理未能去除的污染物，其中包括微生物未能降解的有機物、磷、氮和可溶性無機物。
三級處理是高級處理的同義語，但兩者又不完全一致 。三級處理是經二級處理後，為了從廢水中去除某種特定的污染物，如磷、氮等，而補充增加的一項或幾項處理單元；高級處理則往往是以廢水回收、復用為目的，在二級處理後所增設的處理單元或系統。三級處理耗資較大，管理也較復雜，但能充分利用水資源。有少數國家建成了一些污水三級處理廠。
廢水處理制劑
Waste water treatment preparation
採用合理的水處理工藝，配合水的深度處理，處理水可達到GB5084-1992、CECS61-94中水回收用水標准等，可以長時間循環使用，節約大量水資源。
Adopt the rational water treatment handicraft, the depth coordinating water's handles, water reclaims in processing water but reaching GB5084-1992 , CECS61-94 using water standard to wait , to be able to cycle for a long time to be put into use, save large amount of water resource.
Risr-601環保型COD專用除去劑
Risr-601 environmental protection type COD special use eliminates an agent
MRisr- 2688重金屬捕捉劑
MRisr-2688 heavy metal catches an agent
瑞仕萊斯水處理
[編輯本段]廢水處理之除重金屬
[1]重金屬廢水主要來自礦山、冶煉、電解、電鍍、農葯、醫葯、油漆、顏料等企業排出的廢水。如果不對重金屬廢水處理，就會嚴重污染環境。廢水處理中重金屬的種類、含量及存在形態隨不同生產企業而異。除重金屬在廢水處理中顯得很重要。
由於重金屬不能分解破壞，而只能轉移它們的存在位置和轉變它們的物理和化學形態，達到除重金屬的目的。例如，廢水處理過程中，經化學沉澱處理後，廢水中的重金屬從溶解的離子形態轉變成難溶性化台物而沉澱下來，從水中轉移到污泥中；經離子交換處理後，廢水中的重金屬離子轉移到離子交換樹脂上，經再生後又從離子交換樹脂上轉移到再生廢液中。
因此，廢水處理除重金屬原則是：
除重金屬原則一：最根本的是改革生產工藝．不用或少用毒性大的重金屬；
除重金屬原則二：是採用合理的工藝流程、科學的管理和操作，減少重金屬用量和隨廢水流失量，盡量減少外排廢水量。重金屬廢水處理應當在產生地點就地處理，不同其他廢水混合，以免使處理復雜化。更不應當不經除重金屬處理直接排入城市下水道，以免擴大重金屬污染。
廢水處理除重金屬的方法，通常可分為兩類：
除重金屬方法一：是使廢水中呈溶解狀態的重金屬轉變成不溶的金屬化合物或元素，經沉澱和上浮從廢水中去除．可應用方法如中和沉澱法、硫化物沉澱法、上浮分離法、電解沉澱(或上浮)法、隔膜電解法等廢水處理法；
除重金屬方法二：是將廢水中的重金屬在不改變其化學形態的條件下進行濃縮和分離，可應用方法有反滲透法、電滲析法、蒸發法和離子交換法等。這些廢水處理方法應根據廢水水質、水量等情況單獨或組合使用。

廢水處理法（有廢水中和處理法、廢水混凝處理法、廢水化學沉澱處理法、廢水氧化處理法、廢水萃取處理法等）：http://ke..com/view/898501.htm

廢水化學處理法：http://ke..com/view/1528366.htm
……生物………： http://ke..com/view/443893.htm

希望對你有用

9. 農葯廢水的污染比較大，目前處理該廢水最常用的方法是什麼！

 農葯廢水具有以下特點：
  1.其COD值一般為1萬~4萬mg/L。與普通工業園區廢水COD≤500mg/L相比，該類廢水具有有機物濃度高的特點;
  2.成分復雜，水質變化大;
  3.鹽含量高;
  4.有機物降解難度高;
  5.廢水生物毒性高。
   因此，廢水處理難度較大;隨著國家對環境保護問題的重視，近年來環境保護法的不斷完善提高了廢水的排放標准，農葯廢水的處理越來越受到重視。
  對於高濃度、高毒性農葯廢水的處理，通常採用預處理方法，去除農葯廢水中部分難以降解的有機物，提高廢水的可生化性，然後進行後續處理，使終端出水符合標准。
  目前常用的預處理方法是物化預處理方法，包括微電解、深氧化、微電解+深氧化的組合工藝等。

10. 國外是怎麼處理抗生素生產廢水的

抗生素生產廢水成份復雜，有機物濃度高，溶解性和膠體性固體濃度高，PH值經常變化，溫度較高，帶有顏色與氣味，懸浮物含量高，含有難降解物質和有抑菌性作用的抗生素，並且有生物毒性。其具體特徵如下:
處理方法：
1、混凝預處理
抗生素廢水的濁度和懸浮物濃度較高，因而在水質預處理部分採用混凝法預處理，去除高懸浮物和濁度，以便使水質史適宜進行後續生物處理。
混凝的基本原理
混凝澄清是給水和廢水處理實踐中的一種常用的單元操作它是指在混凝劑的作用下，使廢水中的膠體和細微懸浮物凝聚為絮凝體，然後予.以分離除去的水處理方法。膠體溶液或懸浮液穩定的原因是:固體微粒的粒度太細，同時帶有同性電荷形成布朗運動；另外，溶液中還有一種親水的膠體，它是可溶性的大分子，如蛋白質、澱粉和腐植酸等，它們的分子上都帶有親水的極性基團如一OH、一COOH、一NH3等對水具有較強的親和力，在分了的周圍保持較厚的水層，能發生膨脹，有形成真溶液的傾向。膠體或懸浮液形成分散體系就是依靠細微粒度，荷同性電荷以及在水中的溶解作用而形成穩定狀態的，因而必須投加混凝劑來破壞他們的穩定性，使其相互聚集為數百微米以至數毫米的絮凝體，才能予以除去。混凝就是在混凝劑的離解和水解產物的作用下，使水中膠體污染物質和細微懸浮物脫穩並聚集為具有可分離性的絮凝體的過程，其中包括凝聚和絮凝兩個過程，統稱為混凝。
混凝的作用機理
在混凝處理中，主要是通過壓縮雙電層和電性中和機理起作用的。
凝聚作用：
凝聚作用是指加入無機電解質，通過電性中和作用，壓縮雙電層，降價了ζ電位，減少微粒間的排斥能，解除布朗運動，使微粒能夠靠近接觸而聚集在一起的作用。
混凝預處理對原水中的COD及硫酸鹽濃度的影響
在進行混凝預處理時，除了希望通過混凝預處理去除較高的SS外，還希望能夠同時去除水中的高濃度COD及某些生物抑制性物質，如硫酸鹽。由於在進行水質保存時，引入了硫酸根離子，根據前述內容可知，抗生素制葯廢水中主要的生物抑制性物質就是硫酸鹽。因而，在預處理部分，混凝預處理過程對COD及硫酸鹽濃度變化的影響。隨沉降時間的延長，COD及硫酸鹽的去除率均會逐漸地增大，這主要是因為隨著沉降時間的延長，不溶性的COD附著在絮凝體上而不斷下沉，最終被除去的緣故。硫酸鹽的去除為下一步的厭氧生物處理提供了便利，降低硫酸鹽濃度，從而減少硫酸鹽還原菌作用後生成的硫化氫不能及時地外排而造成對厭氧微生物的毒害作用。
抗生素廢水的生化處理
2、廢水的好氧生物處理
廢水的好養生物處理原理
好氧生物處理是在提供游離氧的前提下，以好氧微生物為主，使有機物降解，穩定的無害化處理方法。廢水中存在的各種有機污染物，以膠體狀、溶解狀的有機物為主，作為微生物的營養源。這些高能位的有機物質經過一系列的生化反應，逐級釋放能量，最終以低能位的無機物質穩定下來。有機物被微生物攝取後，通過代謝活動，有機物一方面被分解、穩定，並提供微生物生命活動所需的能量;另一方面被轉化，合成為新的原生質的組成部分，即微生物自身生長繁殖。這一部分就是廢水生物處理中的活性污泥或生物膜的增長部分，通常稱為剩餘活性污泥。
活性污泥法的基本流程
活性污泥法是一種應用最廣的廢水好氧生物處理技術，它是指將空氣連續鼓入大量溶解有機污染物的廢水中，經過一段時間，水中即形成生物絮凝體一活性污泥，在活性污泥上棲息、生活著大量的好氧微生物，這種微生物以溶解有機物為食料，獲得能量，並不斷增長，使廢水得到凈化。它由曝氣池、二次沉澱池、曝氣系統及污泥迴流系統等組成。由初次沉澱池流出的廢水與二次沉澱池底部迴流的活性污泥同時進入曝氣池，在曝氣池的作用下，混合液得到足夠的溶解氧並使活性污泥和廢水充分接觸，廢水中的可溶性有機污染物為活性污泥所吸附並為存活在活性污泥上的微生物群體所分解，使廢水得到凈化。
活性污泥處理系統有效運行的基本條件是:
(l)廢水中含有足夠的可溶性易降解有機物，作為微生物生理活動所必需的營養物質:(2)混合液含有足夠的溶解氧:(3)活性污泥在池內呈懸浮狀態，能夠充分地與廢水相接觸:(4)活性污泥連續迴流，及時地排除剩餘污泥，使混合液保持一定濃度的活性污泥:(5)沒有對微生物有毒害作用的物質進入。
活性污泥法的凈化過程
在正常發育的活性污泥的微生物體內，存在著由蛋白質、碳水化合物和核酸組成的生物聚合物，這些生物聚合物是帶有電荷的電介質。因此，由這種微生物形成的生物絮凝體，都具有生理、物理、化學吸附作用和凝聚、沉澱作用，在其與廢水中呈懸浮狀和膠休狀的有機污染物接觸後，能夠使後者失穩、凝聚，並被吸附在活性污泥表面。
活性污泥具有很大的表面積，能夠與混合液廣泛接觸，在較短的時間內，通過吸附作用，就能夠除去廢水中大量的呈懸浮和膠體狀的有機污染物，使廢水的COD值大輻度地下降。
小分子有機物能夠直接在透膜酶的催化作用下，透過細胞壁被攝入細菌體內，但大分子有機物則首先被吸附在細胞表面，在水解酶的作用下，水解成小分子後再被攝入到細胞體內。一部分被吸附的有機物可能通過污泥排放被去除。
3、廢水的厭氧處理
廢水的厭氧處理原理
廢水的厭氧處理是在沒有游離氧的情況下，以厭氧微生物為主對有機物進行降解，穩定的一種無害化處理方法[。在厭氧生物處理過程中，復雜的有機化合物被降解，轉化為簡單、穩定的化合物，同時釋放能量。其中，大部分能量以CH4的形式出現，可回收利用。同時，僅少量有機物被轉化，合成新的細胞組成部分。
第一階段，可稱為水解、發酵階段。復雜有機物在微生物的作用下進行水解發酵。水解可定義為復雜的非溶解性的聚合物被轉化為簡單的溶解性單體或二聚體的過程。高分子有機物因相對分子質量巨大，不能透過細胞膜，因此不可能為細菌直接利用，因此它們在第一階段被細胞外酶分解為小分子。如纖維素被纖維素酶水解為纖維二糖與葡萄糖，澱粉被澱粉酶水解為麥芽糖和葡萄糖，這些小分子的水解產物能夠溶解於水並透過細胞膜為細菌所利用。而後，這些物質在發酵細菌的細胞內轉化為更簡單的化合物並被分泌到細胞外。發酵是有機化合物既作為電子受體也是電子供體的生物降解過程，在此過程中，溶解性有機物被轉化為以揮發性脂肪酸為主的末端產物。這一階段的主要產物有揮發性脂肪酸、酸類、乳酸、CO2、H2、H2S、甲胺等。與此同時，酸化菌也利用部分物質合成新的細胞物質。
酸化過程是由大量的、多種多樣的發酵細菌完成的。其中重要的類群有權梭狀芽孢桿菌和擬桿菌。它們大多是嚴格厭氧的，但通常有約1%的兼性厭氧菌存在於厭氧環境中，這些兼性厭氧菌能夠保護嚴格厭氧菌免受氧的損害與抑制。
第二階段，稱為產氫、產乙酸階段，是由一類專門的細菌，稱為產氫產乙酸菌，將丙酸、丁一酸等脂肪酸和乙醇等轉化為乙酸、C02、HZ。
在標准條件卜，乙醇、丁酸和丙酸不會被降解，因為在這些反應中不產生能。但氫濃度的降低可使這些反應導向產物方向。在運轉良好的反應器中，氫的分壓一般不高於lOPa，平均值約為0. 1 Pa。當作為反應產物之一的氫的分壓如此之低時，乙醇、丁酸和丙酸的降解則可以產生能，即反應的實際自由能成為負值。
在由氫和二氧化碳形成甲烷時，只有在產乙酸產生的氫被產甲烷菌有效利用時，系統中氫才能維持在很低的分壓。根據平均氫分壓可以計算出反應器里一個氫分子平均在0. 5s以內被消耗，這意味著氫分子在其產生後僅僅能移動0. 1 mm的距離。也說明這種生化反應需要密切的共生關系存在於菌種之間。這種現象稱為「種間氫傳遞」。不僅存在著氫的傳遞，有跡象證明「種間甲酸傳遞」也是相當重要的。
第三階段，稱為產甲烷階段。由產甲烷菌利用乙酸、H2、C02，產生CH4。
在厭氧反應器中，所產甲烷的大約70%由乙酸歧化菌產生。在反應中，乙酸中的羧基從乙酸分子中分離，甲基最終轉化為甲烷，羧基轉化為二氧化碳，在中性溶液中，二氧化碳以碳酸氫鹽的形式存在。
已知利用乙酸的產甲烷菌是索氏甲烷絲菌和巴氏甲烷八疊球菌。兩者的生長速率有較大的區別。當乙酸濃度較低時，索氏甲烷絲菌較巴氏甲烷八疊球菌優勢生長。由於索氏甲烷絲菌對底物有更高的親和力，在廢水處理中可能取得較高的有機物去除率，且索氏甲烷絲菌的生長有利於形成品質良好的顆粒污泥。因此這種優勢生長對系統運行是非常有利的。
厭氧消化微生物
1、發酵細菌(產酸細菌)
主要包括梭菌屬、擬桿菌屬、丁酸弧菌屬、真菌屬和雙歧桿菌屬等。
這類細菌的書要功能是先通過胞外酶的作用將不溶性有機物水解成可溶性有機物，再將可溶性的大分子有機物轉化成脂肪酸、醇類等。研究表明，該類細菌對有機物的水解過程相當緩慢，pH和細胞平均停留時間等因素對水解速率的影響很大。不同的有機物的水解速率不同，如類脂的水解就很困難。因此當處理的廢水中含有大量類脂時，水解就會成為厭氧消化過程的限速步驟。但產酸的反應速率較快，並遠高於產甲烷反應。
發酵細菌大多數為專性厭氧菌，按其代謝功能，發酵細菌可分為纖維素分解菌、半纖維素分解菌、澱粉分解菌、蛋自質分解菌和脂肪分解菌。
2、產氫產乙酸細菌
產氫產乙酸菌包括互營單胞菌、互營桿菌屬、梭菌屬和暗桿菌屬等。這類細菌能把各種揮發性脂肪酸降解為乙酸和H2。
3、產甲烷細菌
產甲烷菌分為兩類:一類主要利用乙酸產生甲烷，另一類數量較少，利用氫和二氧化碳的合成生成甲烷。
厭氧反應中的硫酸鹽還原
在處理含硫酸鹽或亞硫酸鹽廢水的厭氧反應器中，這些含硫化合物會被細菌還原。硫酸鹽和亞硫酸鹽會被硫酸鹽還原菌(SRB)在其氧化有機污染物的過程中作為電子受體而加以利用。SRB將硫酸鹽和亞硫酸鹽還原為硫化氫，會使甲烷產量減少。
根據所利用底物的不同，SRB可被分為三類:
氧化氫的硫酸鹽還原菌(HSRB)；
氧化乙酸的硫酸鹽還原菌(ASRB);
氧化較高級脂肪酸的硫酸鹽還原菌(FASRB)。
有機物的降解中少量硫酸鹽的存在不會影響處理過程，但與甲烷相比，硫化氫在水中的溶解度要大得多，每克以硫化氫形式存在的硫相當於2克COD，因而在處理含硫廢水時，盡管有機物的氧化已相當不錯，COD的去除率卻不令人滿意。
4、抗生素廢水的活性炭吸附
活性炭水處理的特點
活性炭吸附技術用於醫葯、化工及食品工業等方面，在國內外有多年的歷史。活性炭水處理的特點為:
1、活性炭對水中有機物有卓越的吸附特性
由於活性炭具有發達的細孔結構和巨大的比表面積，因此對水中溶解的有機污染物，如苯類化合物、酚類化合物、石油及石油產品等具有較強的吸附能力，而且對用生物法和其它化學法難以去除的有機污染物，如色度、異臭、亞甲藍表面活性物質、除草劑、殺蟲劑、農葯、合成洗滌劑、合成染料、胺類化合物及許多人工合成的有機化合物等都有較好的去除效果。
2、活性炭對水質、水溫及水量的變化有較強的適應能力，對同一種有機物污染物的污水，活性炭在高濃度或低濃度時都有較好的去除效果。
3、活性炭對某些重金屬化合物也有較強的吸附能力，如汞、鉛、鐵、鎳、鉻、鋅、鑽等，因此，活性炭用於電鍍廢水、冶煉廢水處理上也有很好的效果。
4、活性炭水處理裝置佔地面積小，易於自動控制，運行管理簡單。
5、飽和炭可經再生後重復使用，不產生二次污染。
6、可回收有用物質，如處理高濃度含酚廢水，用鹼再生後可回收酚鈉鹽。
活性炭吸附的基礎理論
固體表面由於存在著未平衡的分子引力或化學鍵力，而使所接觸的氣體或溶質被吸引並保持在固休表面上，這種表面現象稱為吸附。固體都有一定的吸附作用，但具有實用價值的吸附劑是比表面積較大的多孔性固體。活性炭就因為具有較大的比表面積而具有較高的吸附能力，可用作吸附劑。
吸附劑與被吸附物質之間是通過分子間引力(即范德華力)而產生吸附的，稱為物理吸附;吸附劑與被吸附物質之間產生化學作用，生成化學鍵引起吸附的，稱為化學吸附離子交換吸附是指一種吸附質的離子，由於靜電引力，被吸附在吸附劑表面的帶電點上。
活性炭的吸附速度
吸附速度是指單位重量吸附劑在單位時間內所吸附的物質量。在廢水中，吸附速度決定了廢水和吸附劑的接觸時間。吸附速度越快，所需的接觸時間越短，吸附設備容積也越小。
吸附速度決定於吸附劑對吸附質的吸附過程。多孔吸附劑對溶液中吸附質吸附過程基本上可分為三個連續階段:第一階段稱為顆粒外部擴散階段，吸附質從溶液中擴散到吸附劑表面:第二階段稱為顆粒孔隙擴一散階段，吸附質在吸附劑孔隙中繼續向吸附點擴散:第三階段稱為吸附反應階段，吸附質被吸附在吸附劑孔隙內的表面上。一般而言，吸附速度主要由膜擴散速度或孔隙擴散速度來控制。
由實驗得知，顆粒外部膜擴散速度與溶液濃度成正比。對一定重量的吸附劑，膜擴散速度還與吸附劑的表面積的大小成正比。因為表面積與顆粒直徑成反比，所以顆粒直徑越小，膜韋、一散速度就越大。另外，增加溶液和顆粒之間的相對運動速度，會使液膜變薄，可以提高膜擴散速度。
孔隙擴散速度與吸附劑孔隙的大小及結構、吸附質顆粒大小及結構等因素有關。一般來說，吸附劑顆粒越小，孔隙擴散速度越快，即擴散速度與顆粒直徑的的較高次方成反比。因此，採用粉狀吸附劑比粒狀吸附劑有利。其次，吸附劑內孔徑大可使孔隙擴散速度加快，但會降低吸附量。
影響活性炭吸附的因素
1、吸附劑的理化性質
吸附劑的種類不同，吸附效果也不一樣。一般是極性分子(或離子)型的吸附劑容易吸附極性分了(或離子)型的吸附質，非極性分子型的吸附劑容易吸附非極性分子型的吸附質。由於吸附作用是發生在吸附劑的內外表面上，所以吸附劑的比表面積越大，吸附能力就越強。另外，吸附劑的顆粒大小、孔隙構造和分布情況，以及表面化學特性等，對吸附也有很大的影響。
2、吸附質的物理化學性質
吸附質在廢水的溶解度對吸附有較大的影響。一般來說，吸附質的溶解度越低，越容易吸附。吸附質的濃度增加，吸附量也是隨之增加:但濃度增加到一定程度後，吸附量增加很慢。如果吸附質是有機物，其分子尺寸越小，吸附反應就進行得越快。
3、廢水的pH值
pH值對吸附質在廢水中的存在形態(分子、離子、絡合物等)和溶解度均有影響，因而其吸附效果也就相應地有影響。廢水pH值對吸附的影響還與吸附劑性質有關。例如，活性炭一般是在酸性溶液中比在鹼性溶液中有較高的吸附率。
4、溫度
吸附反應通常是放熱的，因此溫度越低對吸附越有利。但在廢水處理中，一般溫度變化不大，因而溫度對吸附過程影響很小，實踐中通常在常溫下進行吸附操作。
5、共存物的影響
共存物質對主要吸附質的影響比較復雜。有的能相互誘發吸附，有的能相當獨立地被吸附，有的則能相互起千擾作用。但許多資料指出，某種溶質都以某種方式與其他溶質爭相吸附。因此，當多種吸附質共存時，吸附劑對某一種吸附質的吸附能力要比只含這種吸附質時的吸附能力低。懸浮物會阻塞吸附劑的孔隙，油類物質會濃集於吸附劑的表面形成油膜，它們均對接觸時間吸附有很大影響。因此在吸附操作之前，必須將它們除去。
6、接觸時間
吸附質與吸附劑要有足夠的接觸時間，才能達到吸附平衡。吸附平衡所需時間取決於吸附速度，吸附速度越快，達到平衡所需時間越短。
四、研究結果（廢水處理試驗結論）
1、針對此種廢水，其混凝處理的最佳條件為:混凝劑品種為三氯化鐵，質量百分比濃度為10%，每lL廢水中需投加此種混凝劑0.2ml，其最適pH值為7
2、進行廢水的生化處理，可知廢水中含有大量的隋性物質、難降解物質。
3、在T=33士1℃的條件下，確定其厭氧水解常數
4、由於廢水中含有多種有機化合物，在用活性炭進行吸附試驗時，表現了一定的競爭作用，活性炭總吸附量不高。
5、對於厭氧處理中的硫酸鹽，它的去除與廢水中所含的COD有一定的關系。詳細資料摘自：http://wenku..com/link?url=-rZYzotwVqhEibE74YEzhcMF_gxdXU3ZhB0sJEQVO8NtKcdqDwSeh_m6m-fjJY7ooOxeuuSJvT_2rnAuTtVNHi4TdsfeE3r-0esoZroDqEm www.juheliusuantie.com.cn 詳情請到網路文庫了解