❶ 制药废水特点
制药工业废水主要包括抗生素生产废水、合成药物生产废水、中成药生产废水以及各类制剂生产过程的洗涤水和冲洗废水四大类。其废水的特点是成分复杂、有机物含量高、毒性大、色度深和含盐量高，特别是生化性很差，且间歇排放，属难处理的工业废水。随着我国医药工业的发展，制药废水已逐渐成为重要的污染源之一，如何处理该类废水是当今环境保护的一个难题。
1 制药废水的处理方法
制药废水的处理方法可归纳为以下几种：物化处理、化学处理 、生化处理 以及多种方法的组合处理等，各种处理方法具有各自的优势及不足。
1.1 物化处理
根据制药废水的水质特点，在其处理过程中需要采用物化处理作为生化处理的预处理或后处理工序。目前应用的物化处理方法主要包括混凝、气浮、吸附、氨吹脱、电解、离子交换和膜分离法等。
1.1.1 混凝法
该技术是目前国内外普遍采用的一种水质处理方法，它被广泛用于制药废水预处理及后处理过程中，如硫酸铝和聚合硫酸铁等用于中药废水等。高效混凝处理的关键在于恰当地选择和投加性能优良的混凝剂。近年来混凝剂的发展方向是由低分子向聚合高分子发展，由成分功能单一型向复合型发展。刘明华等以其研制的一种高效复合型絮凝剂F-1处理急支糖浆生产废水，在 pH为6.5， 絮凝剂用量为300 mg/L时，废液的COD、SS和色度的去除率分别达到69.7%、96.4%和87.5%，其性能明显优于PAC(粉末活性炭)、聚丙烯酰胺(PAM)等单一絮凝剂。
1.1.2 气浮法
气浮法通常包括充气气浮、溶气气浮、化学气浮和电解气浮等多种形式。新昌制药厂采用CAF涡凹气浮装置对制药废水进行预处理，在适当药剂配合下，COD的平均去除率在25%左右。
1.1.3 吸附法
常用的吸附剂有活性炭、活性煤、腐殖酸类、吸附树脂等。武汉健民制药厂采用煤灰吸附－两级好氧生物处理工艺处理其废水。结果显示， 吸附预处理对废水的COD去除率达41.1%，并提高了BOD5/COD值。
1.1.4 膜分离法
膜技术包括反渗透、纳滤膜和纤维膜，可回收有用物质，减少有机物的排放总量。该技术的主要特点是设备简单、操作方便、无相变及化学变化、处理效率高和节约能源。朱安娜等采用纳滤膜对洁霉素废水进行分离实验，发现既减少了废水中洁霉素对微生物的抑制作用，又可回收洁霉素。
1.1.5 电解法
该法处理废水具有高效、易操作等优点而得到人们的重视，同时电解法又有很好的脱色效果。李颖采用电解法预处理核黄素上清液，COD、SS和色度的去除率分别达到71％、83％和67％。
1.2 化学处理应用化学方法时，某些试剂的过量使用容易导致水体的二次污染，因此在设计前应做好相关的实验研究工作。化学法包括铁炭法、化学氧化还原法（fenton试剂、H2O2、O3）、深度氧化技术等。
1.2.1 铁炭法
工业运行表明，以Fe-C作为制药废水的预处理步骤，其出水的可生化性可大大提高。楼茂兴等[9]采用铁炭—微电解—厌氧—好氧—气浮联合处理工艺处理甲红霉素、盐酸环丙沙星等医药中间体生产废水，铁炭法处理后COD去除率达20%，最终出水达到国家《污水综合排放标准》(GB8978—1996)一级标准。
1.2.2 Fenton试剂处理法
亚铁盐和H2O2的组合称为Fenton试剂，它能有效去除传统废水处理技术无法去除的难降解有机物。随着研究的深入，又把紫外光（UV）、草酸盐（C2O42-）等引入Fenton试剂中，使其氧化能力大大加强。程沧沧等[10]以TiO2为催化剂，9 W低压汞灯为光源，用Fenton试剂对制药废水进行处理，取得了脱色率100%，COD去除率92.3%的效果，且硝基苯类化合物从8.05 mg/L降至0.41 mg/L。
1.2.3采用该法能提高废水的可生化性，同时对COD有较好的去除率。如Balcioglu等对3种抗生素废水进行臭氧氧化处理，结果显示，经臭氧氧化的废水不仅BOD5/COD的比值有所提高，而且COD的去除率均为75％以上。
1.2.4 氧化技术
又称高级氧化技术，它汇集了现代光、电、声、磁、材料等各相近学科的最新研究成果，主要包括电化学氧化法、湿式氧化法、超临界水氧化法、光催化氧化法和超声降解法等。其中紫外光催化氧化技术具有新颖、高效、对废水无选择性等优点，尤其适合于不饱合烃的降解，且反应条件也比较温和，无二次污染，具有很好的应用前景。与紫外线、热、压力等处理方法相比，超声波对有机物的处理更直接，对设备的要求更低，作为一种新型的处理方法，正受到越来越多的关注。肖广全等[13]用超声波－好氧生物接触法处理制药废水，在超声波处理60 s，功率200 w的情况下，废水的COD总去除率达96％。
1.3 生化处理
生化处理技术是目前制药废水广泛采用的处理技术，包括好氧生物法、厌氧生物法、好氧－厌氧等组合方法。
1.3.1 好氧生物处理
由于制药废水大多是高浓度有机废水，进行好氧生物处理时一般需对原液进行稀释，因此动力消耗大，且废水可生化性较差，很难直接生化处理后达标排放，所以单独使用好氧处理的不多，一般需进行预处理。常用的好氧生物处理方法包括活性污泥法、深井曝气法、吸附生物降解法(AB法)、接触氧化法、序批式间歇活性污泥法(SBR法)、循环式活性污泥法（CASS法）等。
1.3.2 厌氧生物处理
目前国内外处理高浓度有机废水主要是以厌氧法为主，但经单独的厌氧方法处理后出水COD仍较高，一般需要进行后处理（如好氧生物处理）。目前仍需加强高效厌氧反应器的开发设计及进行深入的运行条件研究。在处理制药废水中应用较成功的有上流式厌氧污泥床（UASB）、厌氧复合床(UBF)、厌氧折流板反应器（ABR）、水解法等。
（2）UBF法买文宁等将UASB和UBF进行了对比试验，结果表明，UBF具有反应液传质和分离效果好、生物量大和生物种类多、处理效率高、运行稳定性强的特征，是实用高效的厌氧生物反应器。
（3）水解酸化法
水解池全称为水解升流式污泥床（HUSB），它是改进的UASB。水解池较之全过程厌氧池有以下优点：不需密闭、搅拌，不设三相分离器，降低了造价并利于维护；可将污水中的大分子、不易生物降解的有机物降解为小分子、易生物降解的有机物，改善原水的可生化性；反应迅速、池子体积小，基建投资少，并能减少污泥量。近年来，水解－好氧工艺在制药废水处理中得到了广泛的应用，如某生物制药厂采用水解酸化－二段式生物接触氧化工艺处理制药废水，运行稳定，有机物去除效果显著，COD、BOD5和SS的去除率分别为90.7％、92.4％和87.6％。
1.3.3 厌氧－好氧及其他组合处理工艺
由于单独的好氧处理或厌氧处理往往不能满足要求，而厌氧－好氧、水解酸化－好氧等组合工艺在改善废水的可生化性、耐冲击性、投资成本、处理效果等方面表现出了明显优于单一处理方法的性能，因而在工程实践中得到了广泛应用。
2 制药废水的处理工艺及选择
制药废水的水质特点使得多数制药废水单独采用生化法处理根本无法达标，所以在生化处理前必须进行必要的预处理。一般应设调节池，调节水质水量和pH，且根据实际情况采用某种物化或化学法作为预处理工序，以降低水中的SS、盐度及部分COD，减少废水中的生物抑制性物质，并提高废水的可降解性，以利于废水的后续生化处理。
预处理后的废水，可根据其水质特征选取某种厌氧和好氧工艺进行处理，若出水要求较高，好氧处理工艺后还需继续进行后处理。具体工艺的选择应综合考虑废水的性质、工艺的处理效果、基建投资及运行维护等因素，做到技术可行，经济合理。总的工艺路线为预处理－厌氧－好氧－（后处理）组合工艺。如陈明辉等采用水解吸附—接触氧化—过滤组合工艺处理含人工胰岛素等的综合制药废水，处理后出水水质优于GB8978－1996的一级标准。气浮－水解－接触氧化工艺处理化学制药废水、复合微氧水解－复合好氧－砂滤工艺处理抗生素废水、气浮－UBF－CASS工艺处理高浓度中药提取废水等都取得了较好的处理效果。
3 制药废水中有用物质的回收利用
推进制药业清洁生产，提高原料的利用率以及中间产物和副产品的综合回收率，通过改革工艺使污染在生产过程中得到减少或消除。由于某些制药生产工艺的特殊性，其废水中含有大量可回收利用的物质，对这类制药废水的治理，应首先加强物料回收和综合利用。如浙江义乌华义制药有限公司针对其医药中间体废水中含量高达5％～10％的铵盐，采用固定刮板薄膜蒸发、浓缩、结晶、回收质量分数为30％左右的（NH4）2SO4、NH4NO3作肥料或回用，具有明显经济效益；某高科技制药企业用吹脱法处理甲醛含量极高的生产废水，甲醛气体经回收后可配成福尔马林试剂，亦可作为锅炉热源进行焚烧。通过回收甲醛使资源得到可持续利用，并且4～5年内可将该处理站的投资费用收回[33]，实现了环境效益和经济效益的统一。但一般来说，制药废水成分复杂，不易回收，且回收流程复杂，成本较高。因此，先进高效的制药废水综合治理技术是彻底解决污水问题的关键。
❷ 废水碱度和硬度的实验中如果水样混浊,怎么处理
但是蒸馏一般是可以解决这个问题的啊，你注意看看是有显色的浑浊还是没有显色的浑浊，如果没有显色的浑浊，你蒸馏之后加试剂还变浑，你试着加完试剂显色后二次过滤一下，如果是有显色的浑浊，你尝试多稀释几倍看看，稀释25或者50倍，看有没有效果，加完纳氏试剂再过滤一下
❸ 生活污水里的石油类含量大于动植物油
含油污水对于生态环境的破坏十分巨大，如果不能及时处理，其中存在的致癌物质还会随着污水污染周围植物或者动物，对人体造成影响。今天和大家探讨下含油废水的具体危害和处理步骤。
含油污水的危害主要体现在这几个方面：对于江河湖海的污染。科学研究表明，含油污水的密度低于水的密度，如果含油污水排入江河湖泊之后会覆盖水面，从而隔绝了水体中气
体和大气之间的交换，导致水体中氧含量急剧下降。而水体中氧含量的减少会对水生物的生长造成直接的影响，导致水中动植物的死亡，造成水体质量的下降，直接影响到水资源
的利用。更加严重的是，如果含油污水直接污染到饮用水源，将会导致大规模的人体疾病，甚至直接引起群体性的食物中毒，危害巨大。每当游轮泄露石油时，总会引起社会各界的关注。
此外，当含油污水不经处理倾倒在地面，也会对土壤造成污染，油污会附着在植物的叶片上，阻隔植物进行正常的光合作用；含油污水的沉淀物会影响植物根系的正常生长会导致植物大面积的死亡。
目前对于含油污水的处理工艺逐步在完善，含油废水处理，大致可分为三个阶段。
1、要对于含油污水中的水和油进行初次的分离处理。这一阶段在实际操作中要根据含油污水的特点施加相应的处理工艺。比如对于颗粒较小的含油污水可以采用油水过滤器来进行水油分离；颗粒较大、凝固点较高的含油污水通过加热保温的方式来处理；
2、在初次油水分离后要在加入絮凝剂、混凝剂等催化污水的絮化，减少对设备的堵塞的基础上采取气浮收油装置、滤罐过滤、微生物反应这几种方式来进行进一步的水油分离。
3、完成了两步的水油分离操作之后，还需要对处理后的污水进行检测，如未达到相应的排放标准，则需要重复进行处理，重复处理时不排除使用石英砂过滤罐或者活性炭过滤罐对水体进行进一步的过滤，直到达到排放标准后再进行排放。
含油污水因为其来源较多、处理工艺复杂，因此在水污染处理中是比较重要的一项。因此，在对含油污水的处理过程中，必须对含油污水的来源、成分以及其所处的存在方式、对生态环境的危害有充分的分析和认识。
❹ ABR污水处理技术
折流式厌氧反应器(Anaerobic Baffled Reactor)是Bachman和McCarty等人于1982年前后提出的一种新型高效厌氧反应器.
反应器特点是：内置竖向导流板，将反应器分隔成串联的几个反应室，每个反应室都是一个相对独立的上流式污泥床(USB)系统，其中的污泥可以是以颗粒化形式或以絮状形式存在。水流由导流板引导上下折流前进，逐个通过反应室内的污泥床层，进水中的底物与微生物充分接触而得以降解去除。
虽然在构造上ABR可以看作是多个UASB反应器的简单串联，但工艺上与单个UASB有显著不同。UASB可近似地看作是一种完全混合式反应器，而ABR则更接近于推流式工艺。与Lettinga提出的SMPA[3]工艺对比，可以发现ABR几乎完美地实现了该工艺的思路要点。首先，挡板构造在反应器内形成几个独立的反应室，在每个反应室内驯化培养出与该处的环境条件相适应的微生物群落。例如ABR用以处理葡萄糖为基质的废水时，第一格反应室经过一段时间的驯化，将形成以酸化菌为主的高效酸化反应区，葡萄糖在此转化为低级脂肪酸(VFA)，而其后续反应室将先后完成各类VFA到甲烷的转化。通过热力学分析可知，细菌对丙酸和丁酸降解只有在环境H2分压较低的情况下才能进行[4]，而有机物酸化阶段是H2的主要来源，产甲烷阶段几乎不产生H2。与单个UASB中酸化和产甲烷过程融合进行不同，ABR反应器有独立分隔的酸化反应室，酸化过程产生的H2以产气形式先行排除，因此有利于后续产甲烷阶段中丙酸和丁酸的代谢过程在较低的H2分压环境下顺利进行，避免了丙酸、丁酸过度积累所产生的抑制作用。由此可以看出，在ABR各个反应室中的微生物相是随流程逐级递变的，递变的规律与底物降解过程协调一致，从而确保相应的微生物相拥有最佳的工作活性。其次，同传统好氧工艺相比，厌氧反应器的一个不足之处是系统出水水质较差，通常需要经过后续处理才能达标排放。而ABR的推流式特性可确保系统拥有更优的出水水质，同时反应器的运行也更加稳定，对冲击负荷以及进水中的有毒物质具有更好的缓冲适应能力。值得指出的是，ABR推流式特点也有其不利的一面，在同等的总负荷条件下与单级的UASB相比，ABR反应器的第一格不得不承受远大于平均负荷的局部负荷。以拥有5格反应室的ABR为例，其第一格的局部负荷为其系统平均负荷的5倍。如何降低局部负荷过载的不利影响还有待于深入探讨。
❺ [高温度工业废水强化生物除磷工艺研究] 除磷工艺
高温度工业废水强化生物除磷工艺研究 强化生物除磷(EBPR)是目前应用最为广泛的生物除磷工艺. 该工艺利用聚磷菌(PAO)在厌氧条件下将储存于体内的聚磷酸盐(Poly-P)水解获取能量, 用以吸收水中的挥发性脂肪酸(VFA), 并以聚羟基烷酸酯(PHAs)的形式储存在细胞内; 在好氧条件下PAO 以储存于细胞内的PHAs 作为碳源和能源, 吸收水中的磷并将其合成为Poly-P 进行细胞增殖, 最终通过排除富磷污泥达到污水除磷的目的. 在EBPR 系统中, 还存在与PAO 代谢机制相知岩似的聚糖菌(GAO), 在厌氧条件下GAO 与PAO 竞争基质(VFA), 但在好氧条件下并不摄取磷, 因此, 如何提高PAO 的活性和强化其与GAO 对基质的竞争能力是保证EBPR 工艺稳定运行的重要内容. 有研究表明, 影响EBPR 系统稳定运行的因素主要有碳源、pH 、温度、DO 等, 其中, 温度的影响一直存在争议. 一般认为, 当温度低于20℃时, 有利于PAO 的竞争, 从而提升EBPR 系统的性能; 当温度高于20℃时, GAO 占据竞争优势, 导致污泥中PAO 的份额逐渐减少, 除磷效率逐渐降低, 甚至EBPR 系统的崩溃. 然而, 最新的研究表明, EBPR系统在高温条件下仍可高效除磷. Freitas等在SBR 中采用短期循环(厌氧20 min, 好氧10 min, 静置1 min) 实现了30℃高温条件下EBPR 的稳定运行. Winkler等利用PAO 颗粒污泥与GAO 颗粒污泥密度的差异, 通过排除污泥床上部密度较小的GAO, 在USB 反应器内富集可以适应高温的PAO, 在30℃条件下实现了较好的除磷效果. Ong 等研究表明, 在28~32℃的条件下, 长期运行的EBPR 反应器可以实现95%的磷的去除率, qPCR 检测结果表明污泥中的PAO 为Accumulibacter 的亚种Clade IIF. 但是目前关于温度对EBPR 系统中PAO 的活性以及与GAO 关于基质的竞争能力的影响尚无定论, 因此需要开展相同试验条件下不同温度对PAO 与GAO 之间的竞争影响研究, 尤其是高温条件下对其竞争过程的具体研究显得更加重要.
为了更好地理解高温厅搜条件下EBPR 系统中PAOHT 的活性及基质竞争的影响, 本研究以实验室中30℃高温条件下长期运行的具有较好除磷功能的SBR 反应器中的污泥为对象, 结合FISH 技术, 探讨15~30℃(基于南方全搭伏御年污水温度范围约为10~30℃) 温度条件下高温聚磷菌(PAOHT)的释磷、吸磷以及乙酸吸收速率, 以期为温度变化幅度较大的地区和接收较高温度工业废水的生物除磷系统的稳定运行提供依据.
1 材料与方法1.1 污泥来源
试验污泥取自实验室30℃高温条件下长期运行(430 d)的SBR 反应器[15].该反应器采用A/O方式运行, 每天6个周期, 每个周期为4 h, 其中, 进水7 min, 厌氧1 h, 好氧2 h, 沉淀40 min, 排水10 min, 闲置3 min. 控制水力停留时间(HRT)为8 h, 污泥停留时间(SRT)为8 d. 反应器温度一直维持在30℃. 进水COD(乙酸) 浓度为300 mg ·L-1, 磷(PO43--P)浓度10 mg·L-1, 而出水磷(PO43--P)始终小于0.1 mg·L-1, 磷的去除率高达99%以上. 反应器中的悬浮固体(SS)和挥发性悬浮固体(VSS)浓度分别稳定在2.36 g ·L-1和1.63 g ·L-1, 运行高效稳定.
1.2 活性污泥释磷吸磷速率测定
活性污泥释磷吸磷速率测定采用间歇试验法. 试验装置见图 1.试验开始前, 先采用经脱氧处理的自来水对污泥进行陶洗, 然后将其倒入反应瓶中, 加入配制好的基质溶液(与SBR 反应器进水水质保持一致), 反应瓶底部置有磁力转子保证完全混合状态, 反应过程中
的温度利用水浴槽进行控制. 在厌氧阶段, 通入氮气隔绝空气, 确保反应瓶处于厌氧状态; 在好氧阶段, 以60 L·h-1的速率通入空气, 保证混合液中的溶解氧(DO)大于2 mg·L-1. 在不同反应时间点取样, 测定相应的磷及乙酸浓度, 试验结束时测定混合液的SS 和VSS, 用于计算厌氧释磷速率[以P/VSS计, mg·(g·h)-1, 下同]、好氧吸磷速率[以P/VSS计, mg ·(g·h)-1, 下同]和乙酸吸收速率[以HAc/VSS计, mg·(g·h)-1, 下同].
1. 氮气瓶; 2. 曝气机; 3. 进水管; 4. 取样管; 5. 排气管; 6. 磁力搅拌器; 7. 转子; 8. 反应瓶;
9. 温度计; 10.水浴槽
图 1 间歇试验装置示意
1.3 分析方法
磷(PO43--P)采用钼锑抗分光光度法; 悬浮固体(SS)和挥发性悬浮固体(VSS)采用重量法; 化学需氧量(COD)采用重铬酸钾法; pH采用玻璃电极法. 挥发性脂肪酸(VFAs)采用气相色谱法(型号：安捷伦6890N), 检测器为氢火焰离子(FID)检测器, 色谱柱型号为DB-FFAP.
1.4 FISH分析方法
样品预处理：取好氧末污泥混合液离去上清液, 加入1 mL 的1×PBS 缓冲溶液重悬, 重复操作两次后, 加入1 mL的4%的多聚甲醛溶液重悬, 置于4℃条件下固定2 h, 然后离去上清液, 加入1×PBS 缓冲溶液离心, 重复3次, 以洗去多余的多聚甲醛溶液, 分别加入0.5 mL的1×PBS 缓冲溶液和无水乙醇, 摇匀置于-20℃下保存.
脱水和杂交：将涂好的载玻片放置于培养箱中干燥, 干燥好的载玻片依次放于75%、95%、100%的乙醇溶液中脱水3 min, 取出后风干. 将事先配好的杂交缓冲液和探针使用液以体积比8：1的比例混合, 避光, 涂于载玻片的样品上, 将载玻片迅速移回到杂交管中, 于46℃条件下杂交2~4 h, 杂交完成后取出载玻片进行洗脱处理并立即风干封片.
样品观测及分析方法：采用激光共聚焦显微镜(德国莱卡SP8) 观察样品和图像采集, 用Image-ProPlus 6.0软件对所采集的图像进行统计分析, 从而确定样品中PAO 、GAO 和EUB 所占比例.
有关荧光探针和杂交的详细操作参见文献.
2 结果与讨论2.1 试验污泥的活性
图 2为试验污泥在30℃下的活性测定结果. 该污泥在厌氧段的最大释磷速率为239.46 mg ·(g·h)-1, 好氧段的最大吸磷速率为79.90 mg·(g·h)-1, 厌氧段的乙酸吸收速率为357.47 mg·(g·h)-1, 对应的吸收单位乙酸释磷量(ΔP/ΔHAc) 为0.628. 说明该污泥中的聚磷菌在高温下具有较好的释磷、吸磷以及对基质的吸收能力.
图 2 试验污泥30℃时厌氧释磷、乙酸吸收及好氧吸磷的变化
Brdjanovic 等关于温度对生物除磷的影响性研究表明, 在30℃时其污泥最大释磷速率为68 mg ·(g·h)-1, 好氧最大吸磷速率为57 mg ·(g·h)-1, 乙酸吸收速率为180 mg ·(g·h)-1, ΔP/ΔHAc 为0.376. 相较之下, 本研究的试验污泥在30℃高温条件下运行长达一年多, 有更好的释磷和吸磷能力, 属于已经适应高温的PAO, ΔP/ΔHAc 的值达到了0.628, 即每吸收1 mol 的乙酸, 释放0.628 mol 的磷, 这也就进一步表明了PAO 为试验污泥中的优势菌群, 且具有更强的基质竞争能力.
2.2 试验污泥中聚磷菌及其份额
图 3为利用目前普遍采用的PAOMIX 探针对试验活性污泥的FISH 检测结果. 从中可见, 试验污泥中的聚磷菌属于Accumulibacter. He 等采用宏基因分析对12个具有除磷功能的城市污水处理厂污泥种群结构进行测定, 结果表明Accumulibacter 下存在5个亚种, 分别为clade Ⅰ、ⅡA 、ⅡB 、ⅡC 和ⅡD, 不同的污水处理厂由于水质和运行条件不同存在着不同种属的PAO. Ong等[14]研究了高温条件下(28~32℃) 以乙酸为基质的EBPR 系统除磷效率, 结果表明, 即使温度高达32℃, EBPR仍获得了较好的处理效果, 利用qPCR 技术分析得出, 污泥中聚磷菌的优势菌属为Accumulibacter 的亚种clade IIF.而Peterson 等发现
Accumulibacter 的不同亚种具有不同的生态生理学特性. 由此说明本系统出现的适应高温的聚磷菌为Accumulibacter 的亚种.
图 3 试验活性污泥中微生物的群落结构
❻ 污水处理中进水为黄色 出水还是是发黄 怎么回事
估计是还没过滤彻底，不过污水处理的话，现在还是用超滤膜处理的好，超滤膜是目前比较先进的一种污水处理工艺了。建议网上查询一下这方面的资料，或者是咨询下广州超禹这家公司，之前与他们合作过，实力很强。