【正文】 器中進行，無需污泥回流，簡化工藝流程， 易于裝置的集成；(2)硝化反應和反硝化反應產生和消耗的堿度可以互補，減少反應過程中堿度的消耗， 能有效保持反應器中pH 值的穩(wěn)定，無需另外投加化學藥劑； (3)曝氣量的節(jié)省( 節(jié)約氧氣的消耗) ， 能夠降低能耗；(4)可以實現短程同步硝化反硝化，縮短脫氮過程的反應時間，減少反應器體積，節(jié)省運行費用。它作為生物生長代謝必需的物質和主要能量來源，被認為是實現生物反硝化的最關鍵因素之一。不同C/N比值、碳源種類及碳源投加方式對同步硝化反硝化的影響也各不相同[6]：①C/N比值的影響 生物脫氮技術是當前應用最為廣泛的污水脫氮技術，Kuba等（1996）提出當進水C/，需投加外碳源保證生物脫氮效果。該理論的缺陷可以用非平衡增長概念來完善。胡宇華等在研究有機碳源對同步硝化反硝化的影響中提出:在同步硝化反硝化中C:N:P的最佳范圍為(60140):5:1時，%以上的有機碳源濃度區(qū)間是400mg/L1000mg/L。杜欣等研究表明在試驗條件下，以啤酒與淀粉的混合物作為碳源比乙酸鈉、葡萄糖等易降解有機物更適合作為同步硝化反硝化的碳源， 既可以保證前期硝化反應的順利進行， 又為后期的反硝化反應提供了電子供體， 且活性污泥絮體結構密實， 還為SND創(chuàng)造了一定的缺氧微環(huán)境[8]。(2)溶解氧溶解氧是影響同步硝化反硝化效果的重要因素之一。在污泥絮體內部，反硝化菌處于優(yōu)勢， 由于反硝化菌為異養(yǎng)型菌， 此時有機電子供體濃度大小將直接影響到SND 的效果。Munch的研究表明，硝化速率等于反硝化速率，從而導致了完全的同步硝化反硝化[10]。這些特征將直接影響污泥絮體內部好氧區(qū)與厭氧區(qū)比例的大小，進而影響絮體內部物質的傳遞效果和微生物對溶解氧及底物獲取的難易程度。當活性污泥顆粒濃度較低時，由于曝氣的攪動，湍流加劇，會使得活性污泥絮體表面更新速率加快，很難形成缺氧微環(huán)境，因而也難以進行反硝化反應。(4)pH值pH值是影響同步硝化反硝化的又一個重要因素。與此同時，pH高于8或者低于6，反硝化速率將大為下降。(5)溫度硝化和反硝化反應的適宜溫度為2030 ℃，低于15 ℃時，反應速度迅速下降，5 ℃時，反應幾乎完全停止。當溫度為2530 ℃時，SBRSND 系統(tǒng)脫氮效果較好。序批式活性污泥法( SBR) 教授等人在20世紀70 年代初開發(fā)的， 80 年代初出現了連續(xù)進水的ICEAS 工藝， 隨之Goranzy 教授開發(fā)了CASS 和CAST 工藝，90 年代比利時的SEGHERS 公司又開發(fā)了UNITANK 系統(tǒng)， 把經典SBR 的時間推流與連續(xù)系統(tǒng)的空間推流結合了起來。 SBR工藝特點SBR工藝最突出的特點是只有單一的間歇反應池，把反應過程和沉淀過程集中在同一個反應池內，是一種按時間順序的污水處理方法。(2)生化反應的推動力大、速率快、效率高在SBR系統(tǒng)中，雖然底物濃度在空間上屬于完全混合型，但在時間上卻屬于一種理想的推流過程。(3)有效防止污泥膨脹污泥膨脹問題是傳統(tǒng)污泥法運行過程中常常發(fā)生且難以杜絕的問題。在進水期，系統(tǒng)中有機物濃度高，有利于菌膠團的形成，使專性好氧絲狀菌的生長處于弱勢。此外污泥靈較短也是抑制絲狀菌生長的因素之一。(4)運行方式靈活、耐沖擊負荷強為了達到不同水質的凈化要求，SBR工藝可以根據不同污水的水量水質變化，通過時間上有效地控制和變化，改變不同的運行方式，以滿足不同的出水水質要求，具有較強的靈活性。SBR反應池在充水時相當于一個均化池，可以承受高峰流量和有機物濃度的沖擊[15]。同時，生產中外加的無機鹽轉入廢水中，導致廢水含鹽量高、電導率大、處理困難。因此提出可靠、經濟可行的廢水深度處理及回用技術，通過回用減少排污 ，節(jié)約用水，解決印染水資源短缺問題，對印染行業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義，以及對生態(tài)系統(tǒng)以及水資源的保護也有著重要的意義[17]。濃度較高 。印染廢水的特點是成分復雜、有機物含量高。由于現在的處理污水的方法很多，但是，基于每種方法各自的特點各有不同，所得到的效果各有差異。第2章 實驗材料和方法 實驗用水和原料 藥劑：粉煤灰，剛果紅，溴酚藍，重鉻酸鉀，硫酸，硫酸汞，硫酸銀模擬廢水配制：秤取5g剛果紅于100mL燒杯中用去離子水溶解，然后，倒入500mL容量瓶中進行定容。反應器頂端有內徑約為8cm的口，用于進水、攪拌和取樣。實驗裝置如圖21。表22實驗儀器及型號 儀器 型號 電子天平 FA1004N電子天平 恒溫干燥箱 GZX9070ME數顯鼓風干燥箱 紫外分光光度計 UV7504單光束紫外可見分光光度計 可見光分光光度計 721可見分光光度計 攪拌器 JJ1精密增力電動攪拌器 恒溫水浴鍋 HH1數顯恒溫水浴鍋 pH測定儀 PHS3C型精密pH計 曝氣泵 HX8800曝氣泵 電加熱器 DLI15臺式封閉電爐實驗過程中的玻璃儀器：50ml比色管10支，25ml比色管5支，2cm*1cm寬比色皿2個，1cm*1cm窄比色皿2個，1cm*1cm石英皿2個，漏斗2個，250ml燒杯3個，250ml磨口錐形瓶3個，250ml錐形瓶3個，100ml容量瓶4個，1000ml容量瓶5個，試劑瓶6個，棕色試劑瓶3個，玻璃棒1個。測定不同濃度在不同波長下的吸光度，找出最大吸收波長。原理：HgI2和KI的堿性溶液與NH3反應→淡紅棕色膠態(tài)化合物，此顏色在較寬的皿內強烈吸收。(2) 納氏試劑 ①稱取16gNaOH溶于50ml去離子水中，冷卻； ②先稱7gKI溶于50ml去離子水中，在稱10gHgI2，溶于上述KI溶液中； ③將溶液①在攪拌條件下緩慢注入溶液②中，標定至100ml，貯存在塑料瓶中避光，納氏試劑可用1 2周。(2)CH3COONa溶液，標定至100ml。用G3號玻璃紗芯漏斗過濾后，濾液貯于棕色瓶中，避光保存。∕L，使用當天應標定其準確濃度。 （1∕2Na2C2O4=∕L）：，移入100ml容量瓶中，用水稀釋至刻度。 （1+3）H2SO4，∕LKMnO4溶液（V1）并投入幾粒玻璃珠，加熱至沸騰，從此時準確煮沸10min。 ∕L草酸鈉溶液（V2），搖動均勻，∕LKMnO4溶液滴定至顯微紅色。共做三分，并計算KMnO4標準溶液的準確濃度?！?0mg/l的COD值，但低于10mg/l時測量準確度較差。②硫酸亞鐵銨標準溶液[（NH4）2Fe(SO4)2?6H2O≈]：，邊攪拌邊緩慢加入20ml濃硫酸，冷卻后移入1000ml容量瓶中，加水稀釋至標線，搖勻，臨用前用重鉻酸鉀溶液標定。③試亞鐵靈指示液：（C12H8N2?H2O）（FeSO4?7H20）溶于水中，稀釋至100ml，貯于棕色瓶中。⑤硫酸汞：結晶或粉末。每周期開始瞬時加入印染廢水1L左右。 污泥馴化周期為12h：(2)活性污泥形成階段(3)活性污泥生長階段(4)活性污泥實現同步硝化反硝化泥馴化過程瞬間進水→曝氣6（h）→缺氧攪拌3（h）→（h），周期為12（h）。選擇最適的量，選擇最好的介質。取5g/100ml的改性粉煤灰在不同pH值下側脫色率。將其加入至SBR反應器中，加生活污水1L，每天進水一次，以不同濃度的進水負荷對污泥進行馴化培養(yǎng)。圖31 進、出水氨氮濃度隨時間變化圖32 氨氮去除率隨時間的變化從圖31可知，在污泥馴化前期，進水氨氮和出水氨氮的濃度變化幅度很大，但是在污泥馴化成熟時，出水的氨氮濃度變化緩慢，最后趨于平衡。 活性污泥馴化過程中氨氮、硝氮的濃度表31 活性污泥馴化過程中氮的濃度時間（d）進水氨氮（mg/L）出水氨氮（mg/L）進水硝氮（mg/L）出水硝氮（mg/L）123405678910111213141516171819從表31中可知，污泥馴化前期，出水氨氮和總氮的濃度要比馴化成熟時要小，當污泥馴化結束時，總氮濃度明顯要小初始的總氮濃度。那是因為，后期，污泥已經馴化成熟。最大的去除率達到51%。%。硝化菌對pH值的變化十分敏感。考慮到硝化和反硝化兩過程中堿度消耗與產生的互補性。 殼聚糖對模擬廢水的處理研究表32不同濃度的模擬廢水在不同波長下的吸光度廢水濃度（mg/L）波長475nm波長480nm波長490nm波長496nm波長498nm波長500nm波長510nm2030405060從表32中可以看出，用剛果紅配制的模擬印染廢水在波長為498nm下的吸光度最大。但是，殼聚糖比較貴，不經濟。 最適殼聚糖的量處理廢水的COD濃度圖310 殼聚糖處理廢水的COD濃度隨時間的變化圖311 殼聚糖處理廢水COD去除率隨時間的變化%。而且粉煤灰又是在鍋爐里燃燒后的廢物； 如果采用生化處理后的印染廢水代替新鮮水作除塵沖灰、沖渣水。表34 不同濃度的模擬廢水加入粉煤灰后的吸光度粉煤灰的量（g/100mL）廢水濃度20（mg/L)廢水濃度30 （mg/L）廢水濃度40 （mg/L）廢水濃度50（ mg/L）廢水濃度60 （mg/L）0345