五金行業中，為改善產品表面性能或耐腐蝕特性，常采用（強）酸作為清洗劑或腐蝕劑，對五金制品進行表面清洗或腐蝕處理。清洗或腐蝕工序后，必須用清水對產品和設備進行漂洗，因而產生廢酸液和酸洗廢水。隨著產業的快速升級發展及持續壯大，其生產過程中所產生的廢水問題也將會日益凸顯。

試驗選用濟南市某鑄造公司的生產廢水作為試驗用水。該公司是一家從事瑪鋼管件、鋼管接頭等管路連接件生產的出口型企業，在其對產品進行后期加工處理過程中，產生大量的廢水。筆者試驗對該生產廢水處理工藝進行了相應的試驗研究，以期為此類廢水處理工藝的選擇及設計運行提供參考和依據。

1 廢水水質與處理工藝流程
 
1.1 廢水水質
 
試驗用生產廢水主要來自于管件生產后期處理工序，主要包括酸洗、鍍鋅、漂洗等廢水。廢水水質成分復雜，包含廢酸、氨氮、TFe和Zn2+等。具體水質指標如表 1所示。

1.2 廢水處理工藝流程
 
從生產廢水的水質指標可以看出，廢水處理的難點在于金屬離子、氨氮的去除，以及降低pH中和的成本。廢水呈強酸性，并含有有毒有害物質，應先進行物化預處理消除廢水的毒性，再進行生物脫氮處理。廢水中含有大量的氨氮，并且缺乏有機物。因此，引入含有有機物的廠區日雜用水，以補充所需有機物。綜合上述情況分析，選取廢水處理工藝流程如圖 1所示。

 1.3 工藝流程說明
 
1.3.1 物化預處理
 
對廢水進行物化預處理的目的是去除部分污染物（TFe、Zn2+），并完成pH的調整。采用兩級中和沉淀工藝：一級中和池采用價格低廉的石灰石進行酸的預中和，減少中和藥劑用量；二級中和池通過投加石灰乳調節pH，并通過曝氣將Fe2+氧化成Fe3+。最終形成沉淀去除Fe2+、Zn2+；因泥量較大，為改善泥水分離效果，在二級中和池中加入聚丙烯酰胺（PAM），然后進入沉淀池沉淀。污水經物化預處理后，進入后續生物脫氮處理過程。

利用石灰石預中和時，容易產生硫酸鈣覆蓋在其表面而阻礙反應的進一步進行。在預中和時加入曝氣手段，可有效避免硫酸鈣沉積物的覆蓋，保障反應的持續進行；同時，曝氣還可有效吹脫反應過程中產生的CO2，減少二級中和時的石灰乳耗用量。

1.3.2 生物脫氮
 
生產廢水含有較高濃度的氨氮，而有機物含量極低，呈現顯著的“低碳高氮”特性，不利于生物脫氮反應。在中間池，引入廠區日雜用水與物化預處理后的生產廢水混合，可以補充有機碳源，并對生產廢水起到稀釋作用。選用“缺氧/好氧/缺氧/好氧（A/O/A/O）”方式運行的SBR工藝進行生物脫氮。一級缺氧段，進水中的硝態氮利用日雜用水中的有機物進行反硝化脫氮；一級好氧段，主要完成氨氮的硝化反應；二級缺氧段，主要利用投加的乙酸鈉作為碳源完成反硝化反應；二級好氧段，繼續完成脫氮反應，消耗殘留的有機物，保證出水水質。同時，通過曝氣吹脫水中的氮氣，以改善活性污泥的泥水分離效果。

2 試驗方法
 
2.1 物化預處理試驗
 
在試驗中，兩級中和池均以間歇方式運行。一級中和池內，通過連續監測廢水pH的變化情況，可得到不同HRT下，一級中和池出水的pH。二級中和池中，投加石灰乳調節pH為7.0~7.5，經充分曝氣，將Fe2+氧化成Fe3+，形成Fe（OH）3沉淀。繼續投加石灰乳，調節pH至8.5左右，使Zn2+形成Zn（OH）2沉淀而去除。為改善污泥沉淀效果，考察不同PAM投加量投加時的沉淀效果，以及TFe、Zn2+的去除情況。

2.2 生物脫氮試驗
 
生物脫氮采用SBR反應器，以“A/O/A/O”方式運行。各段運行時間為：瞬時進水，缺氧攪拌1 h，好氧曝氣15h，缺氧攪拌4h，后置曝氣2 h，沉淀1 h，排水、靜置1 h，每天運行1個周期。SBR反應器排水比為1∶2，反應器污泥質量濃度為4000mg/L。運行過程中，通過NaOH和H2SO4調節pH在7~8之間，缺氧段只攪拌，溶解氧小于0.5mg/L，好氧段溶解氧大于2.0mg/L。在二級缺氧段按C/N=5投加乙酸鈉作為反硝化碳源。

3 試驗結果與分析
 
3.1 一級中和池處理效果
 
生產廢水進入一級中和池后，廢水中的酸與石灰石發生中和反應，考察pH隨HRT的變化情況發現：廢水進入一級中和池后，pH在很短的停留時間內上升到3左右，然后緩慢上升，HRT達到2h后，pH基本不變。石灰石對酸性廢水的中和效果受HRT、石灰石中碳酸鈣含量以及石灰石粒徑等多種因素的影響，使用時應根據試驗情況確定最佳的HRT。

將一級中和池的出水靜置沉淀1 h，取上清液測定廢水水質發現：pH=3.4，TFe=7 967 mg/L，TFe去除率為1.3%，Zn2+為1 400 mg/L，Zn2+去除率為6.4%。可見通過一級中和池處理后，出水pH仍較低，不能通過生成沉淀去除Fe2+、Zn2+，反應前后金屬離子濃度幾乎沒有變化。

3.2 二級中和池處理效果
 
汪大翚等研究表明：在pH為7.0~7.5條件下曝氣，Fe2+可迅速轉化成Fe3+，且Fe3+在pH大于4.1時，即可生成Fe（OH）3沉淀。李廣志等研究表明：Zn2+開始沉淀的pH為6.84，要其沉淀完全，則pH應大于8.0。廢水進入二級中和池后，用石灰乳調節pH為7.0~7.5，曝氣4 h，將Fe2+氧化成Fe3+。并用石灰乳調節反應池出水pH至8.5左右。

二級曝氣中和池處理后靜置沉淀1 h，取上清液測定水質發現：pH=8.3，TFe=11.7 mg/L，TFe去除率為99.9%，Zn2+為2.2 mg/L，Zn2+去除率為99.9%。二級中和池出水的TFe、Zn2+濃度均較低。二級中和池通過控制出水pH，實現了TFe、Zn2+的同時去除。

3.3 投加PAM對處理效果的影響
 
廢水經二級中和池處理后，分別加入不同量的PAM。測定泥渣沉降比隨沉淀時間的變化情況，結果如圖 2所示。

 沉淀1 h后，取上清液測定不同PAM投加量下，TFe、Zn2+的去除效果，結果如圖 3所示。

 由圖 2可見，在PAM投加量較小時，隨著PAM投加量的提高，泥渣的沉降性能提高，達到相同沉降比所需時間縮短。當PAM投加量大于3 mg/L后，泥渣的沉降性能變化較小。當沉淀時間大于30 min后，泥渣的沉降比相差不大。

由圖 3可見，隨著PAM投加量的增加，出水TFe、Zn2+的濃度呈現下降的趨勢；直到PAM投加量達到3 mg/L以后，TFe、Zn2+的出水濃度變化較小。綜上，投加PAM提高了泥渣的沉速，改善了廢水中細小懸浮顆粒的絮凝沉淀效果，從而提高了出水水質。但PAM的投加不改變泥渣沉淀后的體積。

綜合考慮處理效果和經濟性，選擇PAM投加量為3mg/L。絮凝沉淀1h后，測定出水水質發現：pH=8.3，TFe=6.7mg/L，TFe去除率為99.9%，Zn2+為1.3 mg/L，Zn2+去除率為99.9%。經過物化預處理過程，廢水中的有毒有害成分已基本去除，可進行生物脫氮處理。

3.4 生化處理脫氮
 
試驗中向物化預處理后的實際生產廢水，補充有機營養物質，以及微量元素（MnCl2·4H2O，30mg/L；（NH4）6Mo7O24·4H2O，50mg/L；H3BO3，30mg/L；CuCl2，30mg/L；KI，45mg/L；AlCl3，50mg/L；CoCl2，50mg/L；NiCl2，50mg/L），配制成生物脫氮試驗用水，主要水質：pH為7.8~8.2，COD為295~326 mg/L，氨氮為250~273 mg/L，TN為337~375 mg/L。

3.4.1 SBR反應器的啟動馴化
 
試驗中所用的接種污泥取自泰達污水處理廠，污泥呈灰黑色，曝氣48h后，污泥顏色轉為棕褐色，開始向反應器加入試驗用水。SBR反應器啟動馴化期間，通過控制排水比，調節反應器內污染物的濃度，并逐步將排水比提升至1∶2。連續監測每個運行周期進水后，反應器內污染物濃度變化。監測結果顯示：經過20d的啟動馴化，TN、氨氮去除率可穩定達到95%以上。啟動馴化期間，反應器內TN、氨氮的去除情況如圖 4所示。

 由圖 4可見，在啟動馴化一段時間后，出水水質穩定，出水TN、氨氮濃度均處在較低的濃度。可見，該處理工藝對高氨氮管件生產廢水的脫氮有較好的處理效果。也說明物化預處理工藝消除了生產廢水中的有毒成分，使SBR生物脫氮過程得以穩定進行。

3.4.2 SBR反應器穩定運行后的處理效果
 
啟動馴化階段結束后，連續監測多個周期內反應器的出水水質，監測結果如表 2所示。

由表 2可見，高氨氮管件生產廢水，經組合處理工藝處理后，出水水質優于《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）的一級標準；也達到《城市污水再生利用城市雜用水水質》（GB/T18920—2002）中的道路清掃、綠化標準，處理水全部可用作廠區回用水。具體參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

4 結論
 
（1）該組合廢水處理工藝流程可較好地實現高氨氮管件生產廢水的處理，廢水處理后水質可達《城市污水再生利用城市雜用水水質》（GB/T 18920—2002）中的道路清掃、綠化標準，滿足回用水質要求。

（2）在高氨氮管件生產廢水物化預處理中，采用二級中和工藝，用石灰石進行預中和，減少了中和時堿的用量。該工藝可在調節pH時，同步實現TFe、Zn2+的去除。

（3）生物脫氮時，引入廠區雜用水補充有機物，減少了外加有機碳源乙酸鈉的耗用量。

（4）“A/O/A/O”型SBR脫氮工藝有較好的脫氮效果，并可以根據實際處理情況，靈活地對運行參數進行調整。