污水处理中几种去除药物及个人护理用品方
法的机理及效果比较
宋存义1，汪翠萍1,2,*，李晖2
1. 北京科技大学，土木与环境工程学院环境工程系，北京，100083
2. 美国密歇根州立大学，作物与土壤科学系，兰辛，密歇根州，美国，48824
摘要目前广泛分布在环境中的药物及个人护理品（Pharmaceuticals and Personal Care Products, PPCPs）在环境中的迁移，转化和处理已成为环境科学与工程研究的一个新的领域。污水处理厂排水是PPCPs进入环境中的主要途径。介绍了污水处理过程中传统活性污泥法，膜处理技术以及氧化处理等主要工艺对PPCPs的去除机理，并对去除效果进行了比较。以传统活性污泥法及在其改进后的膜处理技术为基础的大部分现有污水处理厂只能够去除一部分的PPCPs，并且主要通过吸附（如对于吐纳麝香、佳乐麝香、萨利麝香等脂溶性较高的有机物）和生物降解作用（如对于布洛芬，17β-雌二醇，雌酮等易反应的有机物）。然而，吸附了PPCPs的污泥通过土壤施肥又将PPCPs带入土壤中，进而会渗滤到地下水，或随径流水进入地表水中。因此，PPCPs并没有从根本上得以去除。相比之下氧化处理工艺（如氯化、臭氧氧化、紫外辐射）或这些工艺的组合能够将大部分的PPCPs进行氧化，去除效果明显优于以上2种技术。然而，氧化后产物的种类和毒理性需要更深入的研究。
关键词药物及个人护理品传统活性污泥膜生物反应器高级氧化污水处理
中图分类号：703.1 文献标识码：A 文章编号：1673-9108（2009）11-0000-10
Mechanism and efficiency comparison between techniques of removing Pharmaceuticals and Personal Care Products in Wastewater Treatment
Cunyi Song1，Cuiping Wang1, 2*， Hui Li2
1. Department of Environmental Engineering, University of Science and Technology Beijing, Beijing, 100083, China
2. Department of Crop and Soil Sciences, Michigan State University, East Lansing, Michigan, 48824, USA
Abstract Pharmaceuticals and person care products (PPCPs) have been widely found in the aquatic and terrestrial environments all over the world.Their environmental fate and impacts is an emerging issue.Effluent from wastewater treatment plants into the aquatic environment is a significant pathway of releasing PPCPs in the environment.In this article, we reviewed recently published work regarding the mechanism of removing PPCPs during wastewater treatment processes, which mainly include conventional activated sludge, membrane filtration, and advanced oxidations, and compared the removal efficiency. Conventional biological reactors and membrane reactors are only able to remove a limited number of PPCPs maily depending on sludge sorption (e.g., tonalide, galaxolide and celestolide) and microorganism degradation (e.g., ibuprofen, 17β-estradiol and estrone). However,sludge-sorbed PPCPs were not removed basically and could potentially enter the soil via land application of the sludge as plant fertilizers， then go into groundwater and surface water by leaching and runoff. Advanced post-treatment techniques such as chlorination, ozone, UV, UV/H2O2 or their combinations are able to remove PPCPs more efficiently than the conventional activated sludge and membrane. But the toxicity of the oxidation products of PPCPs is a complex problem and requires further study.
Key words PPCPs; Conventional activated sludge; Membrane bioreactor; Advanced oxidation; Wastewater treatment
*通讯作者：汪翠萍, crisping@https://www.doczj.com/doc/f16270429.html,
随着分析化学方法的不断进步，尤其是液相色谱-质谱-质谱联用技术(LC/MS/MS)的发展，环境中越来越多的药物及个人护理用品（Pharmaceuticals and Personal Care Products, PPCPs）被检出[1-3]。近年来，PPCPs在环境中的迁移，转化和处理已成为环境科学与工程领域的研究热点。
1996-1998年，Ternes等人对德国49个污水出来厂的排水及其受纳水体进行了综合调查：在污水处理厂出水中检测出32种药物，4种激素，和5种杀虫剂，其中有些化合物的浓度达到了μg/L水平；检测到受纳水体中含有的β-受体阻滞药和抗癫痫的药物浓度超过了1 μg/L[4]。在1999-2000年，美国地质调查局在美国三十个州，139条河流中采样，检测出了95种药物、荷尔蒙，抗生素等有机污染物中的82种，出现频率相对较高的化合物为：甾醇、胆固醇、避蚊胺、咖啡因、三氯苯氧氯酚、磷酸三（2-氯乙酯）及4-壬基苯酚；其中33种化合物中含有激素活性，其总浓度高达57.3μg/L[5]。此外，澳大利亚、加拿大、英国、意大利、希腊、瑞士、韩国等国也在水环境中发现80多种药物[6-10]。然而，在我国目前还没有关于环境中PPCPs的综合调查。
污水处理厂出水的排放是导致PPCPs进入水体中的一个主要途径[11]。药物被使用之后，只有一小部分被吸收降解，最后的代谢产物及约30%-90%的未经降解的药物就被排出体外[12]，进入到污水系统；此外，未被使用的药物及过期的药物通常会直接冲入厕所进行处理，因此大量的药物直接进入污水系统[13]。和药物不同，个人护理品不需要经过人体，而是通过洗涤，淋浴或沐浴等方式直接进入污水系统中。PPCPs进入污水处理厂后，经过一系列处理单元的处理，其中一些PPCPs会被微生物降解，部分亲油性的有机物会被吸附在污泥或沉淀物上[14]，而大部分未被去除的PPCPs就会随出水排放到受纳水体中。
与以往的工业化学物质及农业杀虫剂、除草剂等污染物不同，大部分的PPCPs及其代谢物都具有生物活性，尤其是抗生素类、激素类等药物，由于药物制造特点，即少量的药物具有较大的作用，因此环境中浓度较低的PPCPs也可能会对生物及微生物产生严重的危害。最近几年，人们发现激素或在结构上相似的化合物（如异型雌激素）达到1 ng/L 浓度时就会引起雄性鱼类的雌性化，或者雌性鱼类的雄性化[15]。
提高PPCPs在污水处理厂中的去除效率是控制其进入环境中的一个重要步骤。本文总结了污水处理过程中PPCPs的迁移转化过程及去除效率，这些过程包括传统的活性污泥法，膜处理技术以及高级氧化处理等工艺，其旨在为后续的研究提供知识基础，并为现有污水处理厂的改进提高参考。
1活性污泥法
活性污泥法是最早最常规的污水处理工艺。经过过去40多年不断的研究和改进，通过引入厌氧、兼氧等工艺段，该方法已能够有效的去除污水中的氮、磷，有机物及重金属等。当今，越来越多的PPCPs 被排入到污水处理系统。大量的研究显示，现有的污水处理工艺虽然不能完全去除PPCPs，但也具有一定的去除效果，并且主要通过污泥吸附和生物降解作用。
1.1 PPCPs的污泥吸附
随着初级和二级污泥的沉淀，吸附在污泥上PPCPs可从污水中得以去除。污泥对于PPCPs的吸附主要包括亲脂性吸附和静电引力作用[16]。亲脂性吸附指含有脂肪基和芳香基的化合物分别进入到微生物亲脂性的细胞膜内以及污泥的脂类部分中的过程，该过程主要与物质的亲脂性质有关。而静电引力作用就是带正电基团的化合物与带负电的细胞表面产生静电吸引作用，该过程主要与化合物在水溶液中的离子形式有关。
PPCPs被污泥吸附的程度通常用固相-液相分布系数Kd来表示。Ternes等人[17]测定了某些PPCPs 在初级污泥和二级污泥中的吸附常数（表1），从而有利的说明了这些PPCPs被去除的机理。丙氟哌酸(Ciprofloxacin)具有很强的极性，中性条件下带有正电荷，因此极易与带负电的微生物表面发生静电吸附。二级污泥中含有大量的微生物，其吸附常数几乎达到了20升每克悬浮物（L/g SS），而初级污泥中微生物较少，吸附常数仅在2 L/g SS左右。若假设初级污泥中悬浮物浓度为0.15 g/L，则约23 %的丙氟哌酸被吸附在初级污泥上，而大约67 %的丙氟哌酸被吸附在二级污泥上（二级污泥悬浮物浓度为0.1 g/L，见表1）。吐纳麝香（tonalide），佳乐麝香（galaxolide）等香料属于亲脂性有机物，与初级污泥中大量的脂肪类物质就会发生较强的疏水性吸附，因此在初级污泥中的去除率较高。17α-乙炔雌二醇（17α-Ethinylestradiol）在初级污泥和二级污泥中的Kd值都比较小，所以通过吸附达到的去除率小于10%。双氯芬酸（diclofenac），氯贝酸（clofibric
acid），布洛芬（ibuprofen），异环磷酰胺（ifosfamide）及环磷酰胺（cyclophosphamide）等药物的Kd值很低（<0.45 L/gss），因而吸附作用几乎不能去除这些药物[4, 18]。
然而，通过吸附作用去除的污水中的PPCPs并没有改变其分子结构，只是从液相转移到了固体污泥中。随着越来越多的污泥用于土壤施肥，被吸附的PPCPs就会进入到土壤中，随着地表径流及渗滤作用，最终会逐渐进入到地表水及地下水中。因此PPCPs对环境的影响并没有得到根本的降低。
表1 药物及个人护理用品在初级和二级污泥中悬浮颗粒物（SS）上的吸附常数，以及吸附在颗粒物上的百分比，数据来自Ternes et al.[17] Table1. The sorption constant, K d, and the percent sorption of selected PPCPs in contact with raw wastewater, primary sludge and secondary sludge.
化合物K d（L/g SS）
初级污泥/二级污泥吸附百分比（100 ? K d? SS / (1+K d?SS)）原污水a初级污泥a二级污泥a
17α-乙炔雌二醇(17α-Ethinylestradiol) 0.28/0.35 7 4 3
吐纳麝香(Tonalide) 5.3/2.4 57 44 19
佳乐麝香(Galaxolide) 4.92/1.81 55 42.5 15
丙氟哌酸(Ciprofloxacin) 2/20 33 23 67
双氯芬酸(Diclofenac)0.45/0.016 10 6 <0.5 氯贝酸(Clofibric acid) —/0.005 ——<0.05 布洛芬(Ibuprofen) —/0.007 ——<0.1 异环磷酰胺(Ifosfamide) 0.022/0.001 0.55 0.33 <0.01 环磷酰胺(Cyclophosphamide) 0.055/0.002 1.36 0.82 <0.02 a: 原污水中SS浓度：0.25 g SS/L；初级污泥中SS浓度：0.15 g SS/L；二级污泥中SS浓度：0.1 g SS
1.2生物降解
微生物对PPCPs的转化和降解主要通过一下两种作用: 一是共同代谢作用，即微生物分解或部分地转化PPCPs，但并不把它作为碳源；二是混合基质增长，即微生物利用PPCPs作为碳源和能源，可将其完全矿物化。因此，活性污泥泥龄很大程度上决定了污染物的生物转化及降解率。通常随着污泥龄的提高，各种化合物的生物降解也随之加快,因为随着污泥龄的增长:（1）细菌群落可能变得更加多样化，慢速增长微生物达到了适宜的数量并降解PPCPs；（2）微生物代谢活动变得多样化，以适应较低浓度有机物的污泥负荷,尤其是浓度通常低于100 μg/L[4, 8]的PPCPs。
由于PPCPs的多样性及复杂性，所以降解各种PPCPs所需的污泥龄也各不相同[19, 20]。脂肪调节剂苯扎贝特（bezafibrate），抗生素新诺明（sulfamethoxazole）以及消炎药布洛芬和阿斯匹林（acetylsalicylic acid）需要2-5天的污泥龄就可观察到降解；17α-乙炔雌二醇，消炎药双氯芬酸，造影剂碘普罗胺（iopromide）以及抗生素罗红霉素（roxithromycin）的降解需要5-15天的污泥龄；酰胺咪嗪（carbamazepin）和安定药（diazepam）即使在污泥龄大于20天的情况下也不会被降解。
氧化还原条件（例如好氧，缺氧以及厌氧）也影响细菌的活性，进而影响PPCPs降解。天然雌激素17β-雌二醇（17β-Estradiol）和雌酮（Estrone）在活性污泥系统的好氧池和缺氧池中都能被降解，去除率可分别达到49%-99%，88%-98%；然而人工合成的避孕药17α-乙炔雌二醇只能在好氧条件下才会被降解，去除率可达71%-94%[21-23]。
许多现有污水处理厂在运行时并没有设计足够长的污泥龄来降解PPCPs。因此，污水处理厂可以通过提高污泥龄和改变氧化还原条件来提高微生物活性，从而提高PPCPs的去除率。
2 膜生物反应器
近年来，膜生物反应器被广泛应用于工业及市政污水的处理中。过滤膜截留传统生物反应器排入到二级沉淀池中的悬浮物，因此反应器内具有较高生物量，有利于提高微生物活性；高悬浮物浓度同时也有利于亲脂性污染物在污泥上的吸附。因此污泥龄也是膜生物反应器去除PPCPs的一个重要影响因素（见表2）。Clara等人[24]发现在污泥龄为10天，27天和55天条件下，超滤膜生物反应器几乎不能去除酰胺咪嗪(Carbamazepine)；随着污泥龄的增加，双氯酚也只被去除了很小一部分。其他研究也有类
似的结果[25]。Radjenovic等[26]报道了超滤膜能去除80%以上PPCPs，对苯扎贝特，布洛芬，双酚A （bisphenol-A）等物质的去除达到90%以上。
各种研究证明超滤膜本身不能有效截留PPCPs 分子，PPCPs的去除主要依靠污泥的吸附和微生物降解[20]作用。从去除效果上看，膜生物反应器略优于传统活性污泥法，但效果不是很明显。
3高级氧化
3.1氯化
氯气作为一种高氧化性物质被广泛用于水消毒和污水处理中。通常将消毒剂以次氯酸钠的形式投入水中，在水中可产生自由氯气，自由氯气和溶解于水中的污染物发生反应。PPCPs的复杂性使得其与氯气发生反应的程度也不尽相同，有的与氯气不发生反应，有的发生反应后形成氯化物，有的发生反应却不形成氯化物[27]。PPCPs与氯气的反应速率和程度取决于药物分子结构，药物浓度，氯气浓度，反应接触时间，pH等多种因素（见表3）。
PPCPs与氯气反应后的副产物有的有较强毒性[28, 29]，有的低毒性，有的产物毒性尚未得到进一步的研究[28, 30, 31]。Bedner 和Maccrehan[28]发现常用的止痛药醋氨酚被氯气氧化后产生两种毒性很强的副产物N-乙酸对苯二酮亚胺和1,4-苯醌。抗生素磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole）含有一个苯胺环，在其与氯气反应时会形成邻位氯代中间产物[30]，这些物质也具有较强的毒性。有的研究还证实水处理过程中PPCPs氯气氧化后的副产物的毒性比母体化合物还要强，因此，对药物氧化后的副产物的化学性质，毒性，以及危害性进行更深入的研究是非常必要的。
与次氯酸钠相类似，二氧化氯，一氯胺等也能去除水中的PPCPs。Chamberlain和Adams[32]对氯气和一氯胺作为氧化剂进行了比较，发现在去除饮用水中的药物效果上一氯胺弱于氯气，并且一氯胺比氯气形成更少的氯代副产物。Huber[33]等人对二氧化氯氧化含有多种药物的地下水，饮用水以及地表水进行了研究，结果显示二氧化氯只对一些特殊类别的化合物具有氧化效果，如雌激素类药，磺胺类药以及大环内酯类抗生素，且氧化效果弱于臭氧，但略强于氯气。
由此可知，PPCPs的氯化改变了其分子结构。虽然母体化合物得到了减少，但氯化后的副产物非常复杂，有待进一步研究。
2.膜生物反应器对某些PPCPs的去除效果
Table2. Removal of some PPCPs by membrane bioreactor PPCPs名称进水浓度
（ng L-1）
出水浓度
（ng L-1）
污泥龄
（d）
去除率
（%）
膜类型苯扎贝特1960 103 10 94.7 超滤膜[24] 2014 73 27 96.4
6840 1550 55 77.3
无穷大95.8 超滤膜[26]布洛芬1480 22 10 98.5 超滤膜[24] 2679 22 27 99.2
2448 69 55 97.2
72 98 超滤膜[25]
无穷大99.8 超滤膜[26]萘普生72 84 超滤膜[25]
无穷大99.3 超滤膜[26]吐纳麝香1106 163 10 85.3 超滤膜[24]
989 92 27 90.7
1046 148 55 85.9
72 46-56 超滤膜[25]佳乐麝香3060 455 10 85.1 超滤膜[24] 4443 373 27 91.6
3360 536 55 84.0
72 46-56 超滤膜[25]双酚A 2025 28 10 98.6 超滤膜[24] 2376 16 27 99.3
2151 158 55 92.7
酰胺咪嗪1850 1619 10 无去除超滤膜[24] 1200 1147 27 无去除
704 794 55 无去除
无穷大无去除超滤膜[26]双氯酚3250 3464 10 无去除超滤膜[24] 4114 2033 27 50.6
3190 2140 55 32.9
72 无去除超滤膜[25]
无穷大87.4 超滤膜[26]红霉素72 91 超滤膜[25]
60-80 90 超滤膜[34]
无穷大67.3 超滤膜[26]磺胺甲恶唑72 52 超滤膜[25]
60-80 37 超滤膜[34]
无穷大60.5 超滤膜[26]甲氧苄啶72 36 超滤膜[25]
60-80 87 超滤膜[34]
表3 次氯酸钠对药物及激素进行氧化处理
Table 3. Summary of oxidation studies of drugs and hormones with NaOCl
药物名称水源类型氧化剂剂量pH 接触反应时间药物浓度结果文献醋氨酚（Acetaminophen）纯净水，污水57 μmol/L 7 0-90min 1，10 μmol/L 逐渐与次氯酸发生反应[28] 地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性较高，可迅速反应[35]
引用水 1.2 mg/L 8 1-10 days 0.5 μg/L 1天后完全被降解[36] 卡马西平（Carbamazepine）地表示 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性中等[35] 饮用水 1.2 mg/L 8 1-10 days 0.5 μg/L 10天之后仍未被改变[36] 吉非贝齐（Gemfibrozil）饮用水 1.2 mg/L 8 1-10 days 0.5 μg/L 1天之后未改变，10天后部分被降解[36] 地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性中等[35] 萘普生（Naproxen）纯净水50 mg/L 5, 7, 9 30 s, 1, 4, 10, 15 min 10 mg/L 逐渐发生反应[37] 纯净水1, 5, 10 mg/L 5 1, 4, 10, 20 min 10 mg/L 随着pH升高反应速率加快[37]
地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性较高[35]
17β-雌二醇
（17β-Estradiol）去离子水0.1, 0.5, 1.0 mg/L 3.5-12 30 min 1 μM 剂量为1mg/L时药物被迅速去除[38] 地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性较高[35]
17α-乙炔雌二醇
（17α-Ethinylestradiol）去离子水0.1, 0.5, 1.0 mg/L 3.5-12 30 min 1 μM 剂量为1mg/L时药物被迅速去除[38] 地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 与氯气的反应活性较高[35]
雌酮（Estrone）地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性较高[35] 去离子水0.1, 0.5, 1.0 mg/L 3.5-12 30 min 1 μM 剂量为1mg/L时药物被迅速去除[38] 孕激素（Progesterone）去离子水28.75 mg/L NA 48 hours NA 未改变[27] 去离子水0.1, 0.5, 1.0 mg/L 3.5-12 30 min 1 μM 未改变[38]
地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性中等[35] 阿司匹林（Aspirin）去离子水28.75 mg/L NA 48 hours NA 未改变[27] 红霉素（Erythromycin）饮用水 1.2 mg/L 8 1-10 days 0.5 μg/L 10天之后仍未改变[36] 蒸馏水，地表水0.1, 1.0 mg/L 6.1, 7.6, 9.1 1, 5, 15, 40, 120 min 0.5-1.0 μg/L 在所做试验条件下都能被逐渐去除[32]
地表水 3.5-3.8 mg/L 5.5 24 hours 10-250 ng/L 反应活性中等[35] 洁霉素（Lincomycin）饮用水 1.2 mg/L 8 1-10 days 0.5 μg/L 1天之后被完全降解[36]
表4 市政污水处理厂出水中的药物，麝香香料及激素类物质在臭氧氧化前后的浓度及去除率（报道在括号内）[39]。
Table 4. Concentrations and elimination (in brackets) of pharmaceuticals, musk fragrances and hormones present in a municipal sewage treatment plant effluent before and after ozonation.
PPCPs 处理厂出水
μg L-15mg L-1 O3
处理后μg L-1（%）
10/15 mg L-1 O3
处理后μg L-1（%）
抗生素类
甲氧苄啶0.34±0.04
抗癫痫类
酰胺咪嗪 2.1±0.04
消炎药类
布洛芬0.13±0.03 0.067(48)
脂类调节剂
氯贝酸0.12±0.02 0.060（50）
β-受体阻滞剂类
阿替洛尔0.36±0.01 0.14（61）
麝香香料
吐纳香料0.10±0.03
天然激素类
雌酮0.015±0.002
a LOQ：定量检测限.药物麝香LOQ: 0.050μg L-1，激素类LOQ:0.003μg L-1.
3.2臭氧氧化
臭氧是一种具有选择性的氧化剂，只能与部分官能团发生快速反应，如活性苯环，中性烷基胺类，双键以及硫醇类。当臭氧与水接触后生成羟自由基（HO?），羟自由基是一种反应性很强且没有选择性的氧化剂。因此在利用臭氧消毒时，微污染物可直接被臭氧氧化，亦或者被羟自由基所氧化。Ternes 等人[39]利用臭氧对市政污水处理厂生物处理后出水进行了臭氧氧化研究，投加剂量达到10mg/L时，发现大部分PPCPs的浓度都在检测线以下，酰胺咪嗪，双氯酚，及佳乐麝香等的去除率超过了93%（见表4）。
当臭氧与过氧化氢结合使用时能够提高PPCPs 去除效果，这是因为臭氧和过氧化氢结合时会产生大量OH?自由基[40]。例如当1mg/L的臭氧分别和2μg/L氯贝酸，双氯酚，布洛芬在水中反应10分钟时，只有双氯酚降解了96.8%，而氯贝酸和布洛芬没有明显降低。然而，当过氧化氢被加入与臭氧结合使用时，三种化合物的降解效率都得到了明显提高[40]。
虽然臭氧，尤其是结合过氧化氢共同使用，能有效降低污水中PPCPs的浓度，但以上都是实验室规模的研究，在进行更广泛的量化应用之前，应该对臭氧处理过程中形成的氧化产物进行更深入的研究，主要是产物的种类和毒性，以便于对该工艺有更完善的评价[41]。
3.2紫外辐射
PPCPs的紫外辐射降解是PPCPs吸收紫外光而使分子氧化的过程。紫外辐射对PPCPs的氧化受PPCPs物质浓度、接触时间、pH值及紫外辐射强度等因素的影响（见表5）。提高紫外辐射强度和反应时间，PPCPs的去除具有明显的提高。由表5可知，紫外/过氧化氢相结合的处理工艺对PPCPs的氧化效果和速率明显由于单独的紫外辐射，这是由于过氧化氢在紫外辐射照射下会释放出具有强氧化性的OH?自由基，从而加快了有机污染物的降解[42]。
与氯气氧化、臭氧氧化等一样，PPCPs紫外辐射后产物的结构和毒性也是一个需要人们尤其关注的方向。
综上以上几种PPCPs的氧化处理方法，氧化剂的类型对PPCPs的转化起着重要的作用。如表6所示，不同的氧化剂与相同的药物会发生不同的反应。一般情况下，有些PPCPs与氯气接触时会发生较强反应。二氧化氯和一氯胺与氯气相类似。除了一些酸性药物如氯贝酸，吉非贝齐，布洛芬，苯扎贝特及甲丙氨酯外，臭氧能够与大部分PPCPs发生迅速反应。只有与过氧化氢相结合，紫外辐射才能更加有效地氧化PPCPs。虽然，PPCPs经过氧化后从根本上改变了其分子结构，然而，目前对于PPCPs氧化后产物的研究非常少，尤其是产物类型、毒理性等方面的研究尤为重要，因此这方面的研究将是以后研究的重点和难点。
表5 紫外辐射对药物进行氧化处理
Table 5. Summary of oxidation studies of drugs and hormones with ultraviolet irradiation a
NA ：没有提供
表6 不同氧化剂对药物的氧化反应效果比较
Table 6. Comparison of the reactivity of different oxidants for selected PPCPs
药品名称 水类型 紫外辐射剂量 pH 接触时间 药物浓度 结果
文献 17β-雌二醇
水
地表水
0-5000 mJ/cm 2
7.8
NA a
3 μg/L
剂量为5000 mJ/cm 2时雌激素活性减少了95%
[43]
17α-乙炔雌二醇
纯净水 地表水
0-5000 mJ/cm 2
7.8 NA 3 μg/L
剂量为4000 mJ/cm 2时雌激素活性减少了99%
[43]
17β-雌二醇
纯净水 地表水
0-1500 mJ/cm 2+5 mg/L H 2O 2
7.8 NA 3 μg/L H 2O 2的投加使降解效率提高了130倍 [43]
17α-乙炔雌二醇
纯净水 地表水
0-1500 mJ/cm 2+5 mg/L H 2O 2
7.8 NA 3 μg/L H 2O 2的投加使降解效率提高了28倍 [43]
17β-雌二醇 纯净水 1000 mJ/cm 2 6.8 NA NA 与直接采用紫外处理相比，紫外/过氧化氢结合具有更高的化合物降解效率
[44] 17α-乙炔雌二醇 纯净水 1000 mJ/cm 2
6.8 NA NA [44] 17β-雌二醇 纯净水 1000 mJ/cm 2+15 mg/L H 2O 2 6.8 NA NA [44] 17α-乙炔雌二醇 纯净水 1000 mJ/cm 2+15 mg/L H 2O 2 6.8 NA NA [44]
卡巴多斯
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5
0-30min
50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约80%
[45]
磺胺氯达嗪
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5 0-30min 50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约50%
[45]
磺胺地索辛
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5 0-30min 50 g/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约70%
[45]
磺胺甲嘧啶
蒸馏水， 地表水
0-10,000 mJ/cm 2 7.5 0-30min 50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约65%
[45]
磺胺二甲嘧啶
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5 0-30min 50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约60%
[45]
磺胺噻唑
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5 0-30min 50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约80%
[45]
甲氧苄啶
蒸馏水 地表水
0-10,000 mJ/cm 2
7.5 0-30min 50 μg/L
地表水中剂量3000mJ/cm 2时去除率约50%
[45]
酰胺咪嗪
蒸馏水
2.7×10-6 Es -1+5.0 mM H 2O 2
2.0-8.0 0-30min
2.0×10-2-0.5mM UV/H 2O 2结合时降解迅速，直接光解可忽略
[42]
药物 次氯酸钠 二氧化氯
一氯胺 臭氧
紫外辐射 萘普生 高反应活性[35, 37] 有一定的反应活性[33] 不反应 高反应活性[35, 46] 未提高
17β-雌二醇 高反应活性[38, 47] 高反应活性[33] 未提供 高反应活性[46, 47] UV/H 2O 2结合能有效降解[43, 44] 酰胺咪嗪 有一些亦无反应活性[35, 36] 不反应[33] 未提供
高反应活性[35, 48, 49] UV/H 2O 2结合高反应活性[42] 磺胺甲恶唑 有一定反应活性[32, 36, 45, 50] 有一定反应活性[33] 有一定反应活性[50] 高反应活性[45] 有一定反应活性[45] 红霉素
有一些，高或无反应[32, 35, 36]
有一定反应活性[33]
有一定反应活性[32]
高反应活性[35, 46]
未提高
总结
PPCPs目前已经广泛分布于不同的水环境中，包括河水，湖水，地表水，地下水。污水的有效处理是减少和控制该污染的关键。以传统活性污泥法为基础处理工艺，及膜生物反应器主要通过污泥吸附和生物降解作用来去除污水中的PPCPs。生物降解能够从根本上去除PPCPs，而被污泥吸附的PPCPs本身并未被改变。当生物污泥用于土壤肥料时，PPCPs会直接被土壤吸附，随着降雨会通过径流、渗滤作用进入到地表水和地下水中，进而对生态系统造成危害。因此PPCPs在土壤及污泥沉淀物等内的迁移转化规律也应引起人们的重视，目前在这方面的研究非常少。
高级后续处理单元（如氯化，臭氧（O3）氧化，紫外（UV）辐射）或这些工艺的结合（O3/H2O2，UV/H2O2）虽然能够迅速且有效的去除污水中的PPCPs，然而PPCPs被氧化后的产物及其危害性有待进一步研究。目前在这方面的研究大部分都在实验室内进行，由于实际污水处理厂内条件的多变性，因此需要对这些工艺进行更深入的研究。这将是目前及以后研究的重点和难点。
近十年来，国外对于污水中的PPCPs进行了广泛的研究，而在我国刚刚引起人们的关注，研究尚处于起步阶段。我国是药物制造和使用大国，因此更需要逐步开展对PPCPs的研究。针对环境中PPCPs的低浓度特性，我国分析检测方法的改进尤其重要，进而才能开展污水处理中PPCPs的危害性、去除方法及去除机理的研究。
参考文献
1. Song W., Huang M., Rumbeiha W., et al.
Determination of Amprolium, Carbadox, Monensin, and Tylosin in Surface Water by Liquid Chromatography/Tandem Mass Spectrometry. Rapid Communication in Mass Spectrometry, 2007, 21:1944~1950
2. Campagnolo E.R., Johnson K. R., Karpati A., et al.
Antimicrobial Residues in Animal Waste and Water Resources Proximal to Large-Scale Swine and Poultry Feeding Operations. Science of the Total Environment, 2002, 299(1~3):89~95
3. Wu C., Spongberg A. L., Witter J. D. Determination of
the Persistence of Pharmaceuticals in Biosolids using Liquid-Chromatography Tandem Mass Spectrometry.
Chemosphere, 2008, 73(4):511~518 4. Ternes T.A. Occurrence of Drugs in German Sewage
Treatment Plants and Rivers. Water Research, 1998, 32(11):3245~3260
5. Kolpin D.W., Furlong E. T., Meyer M. T., et al.
Pharmaceuticals, Hormones, and Other Organic Wastewater Contaminants in U.S. Streams, 1999-2000:
A National Reconnaissance. Environmental Science
and Technology, 2002, 36(6):1202~1211
6. Metcalfe C.D., Miao X. S., Koenig B. G., et al.
Distrubition of Acdic and Neutral Drugs in Surface Waters near Sewage Treatment Plants in the Lower Great Lakes, Canada. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003, 22(12):2881~2889
7. Mcardell C.S., Molnar E., Marc J.-F. S., et al.
Occurrence and Fate of Macrolide Antibiotics in wastewater treatment plants and in the Glatt Valley Watershed, Switzerland. Environmental Science and Technology, 2003, 37(24):5479~5486
8. Heberer T. Occurrence, Fate, and Removal of
Pharmaceutical Residues in the Aquatic Environment:
A Review of Recent Research Data. Toxicology Letters,
2002, 131:5~17
9. Kasprzyk-Hordern B., Dinsdale R. M., Guwy A. J.
The Occurrence of Pharmaceuticals, Personal Care Products, Endocrine Disruptors and Illicit Drugs in Surface Water in South Wales, UK. Water Research, 2008, 42(13):3498~3518
10. Kim S.D., Cho J., Kim I. S., et al. Occurrence and
Removal of Pharmaceuticals and Endocrine Disruptors in South Korean Surface, Drinking, and Waste Waters.
Water Research, 2007, 41(5):1013~1021
11. Nikolaou A., Meric S., Fatta D. Occurrence Patterns of
Pharmaceuticals in Water and Wastewater Environments. Analysis and Bioanalysis Chemistry, 2007, 387(4):1225~1234
12. Sarmah A.K., Meyer M. T., Boxall A. B.A. A Global
Perspective on the Use, Sales, Exposure Pathways, Occurrence, Fate and Effects of Veterinary Antibiotics (V As) in the Environment. Chemosphere, 2006, 65(5):725~759
13. Boxall A.B.A. The Environmental Side Effects of
Medication-How are Human and Veterinary Medicines in Soils and Water Bodies Affecting Human and Environmental Health? EMBO reports, 2004,
5(12):1110~1116
14. Fooken C., Gihr R., Seel P. In Orientierende
Messungen gef?hrlicher Stoffe—Landesweite Untersuchungen auforganische Spurenverunreinigungen in hessischen Flieβgew?ssern, Abw?ssern und Kl?rschl?mmen, 1991-1998.
Erg?nzender Bericht zu 1997-1998. Hessisches Landesamt fur Umwelt: Wiesbaden, Germany, 1999:40~43
15. Fent K., Weston A. A., Caminada D. Ecotoxicology of
human pharmaceuticals. Aquatic Toxicology, 2006, 76(2):122~159
16. Suárez S., Carballa M., Omil F.,et al. How Are
Pharmaceutical and Personal Care Products (PPCPs) Removed from Urban Wastewaters? Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2008, 7(2):125~138
17. Ternes T.A., Herrmann N., Bonerz M.,et al. A Rapid
Method to Measure the Solid–Water Distribution Coefficient (K d) for Pharmaceuticals and Musk Fragrances in Sewage Sludge. Water Research, 2004, 38(19):4075~4084
18. Carballa M, Omil F., Lema J. M., et al. Behavior of
Pharmaceuticals, Cosmetics and Hormones in a Sewage Treatment Plant. Water Research, 2004, 38(12):2918~2926
19. Kreuzinger N., Clara M., Strenn B., et al. Relevance of
the Sludge Retention Time (SRT) as Design Criteria for Wastewater Treatment Plants for the Removal of Endocrine Disruptors and Pharmaceuticals from Wastewater. Water Science and Technology, 2004, 50(5):149~156
20. Clara M., Kreuzinger N., Strenn B.,et al. The Solids
Retention Time—A Suitable Design Parameter to Evaluate the Capacity of Wastewater Treatment Plants to Remove Micropollutants. Water Research, 2005, 39(1):97~106
21. Andersen H., Siegrist H., Halling-Srensen B.,et al.
Fate of Estrogens in a Municipal Sewage Treatment Plant. Environmental Science and Technology, 2003, 37(18):4021~4026
22. Joss A., Andersen H., Ternes T.,et al. Removal of
Estrogens in Municipal Wastewater Treatment under Aerobic and Anaerobic Conditions: Consequences for
Plant Optimization. Environmental Science and Technology, 2004, 38(11):3047~3055
23. Johnson A.C., Williams R. J. A Model to Estimate
Influent and Effluent Concentrations of Estradiol, Estrone, and Ethinylestradiol at Sewage Treatment Works. Environmental Science and Technology, 2004, 38(13):3649~3658
24. Clara M., Strenn B., Gans O.,et al. Removal of
Selected Pharmaceuticals, Fragrances and Endocrine Disrupting Compounds in a Membrane Bioreactor and Conventional Wastewater Treatment Plants. Water Research, 2005, 39(19):4797~4807
25. Reif R., Suárez S., Omil F.,et al. Fate of
Pharmaceuticals and Cosmetic Ingredients during the Operation of a MBR Treating Sewage. Desalination, 2008, 221(1~3):511~517
26. Radjenovic J., Petrovic M., BarcelóD. Analysis of
Pharmaceuticals in Wastewater and Removal Using a Membrane Bioreactor. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2007, 387(4):1365~1377
27. Glassmeyer S.T., Shoemaker J. A. Effects of
Chlorination on the Persistence of Pharmaceuticals in the Environment. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2005, 74(1):24~31 28. Bedner M., MacCrehan W. A. Transformation of
Acetaminophen by Chlorination Produces the Toxicants 1,4-Benzoquinone and N-Acetyl-p-benzoquinone Imine. Environmental Science and Technology, 2006, 40(2):516 ~ 522
29. Korshin G.V.,Kim J., Gan, L. Comparative Study of
Reactions of Endocrine Disruptors Bisphenol A and Diethylstilbestrol in Electrochemical Treatment and Chlorination. Water Research, 2006, 40(5):1070~1078 30. Dodd M.C., Huang C. Transformation of the
Antibacterial Agent Sulfamethoxazole in Reactions with Chlorine: Kinetics, Mechanisms, and Pathways.
Environmental Science and Technology, 2004, 38(21):5607 ~ 5615
31. Canosa P., Rodríguez I., RubíE., et al. Formation of
Halogenated By-Products of Parabens in Chlorinated Water. Analytica Chimica Acta, 2006, 575(1):106~113 32. Chamberlain E., Adams C. Oxidation of Sulfonamides,
Macrolides, and Carbadox with Free Chlorine and Monochloramine. Water Research, 2006,
40(13):2517~2526
33. Huber M.M., Korhonen S., Ternes T. A.,et al.
Oxidation of Pharmaceuticals during WateTreatment with Chlorine Dioxide. Water Research, 2005b, 39(15):3607~3617
34. G?bel A., McArdell C. S., Joss A.,et al. Fate of
Sulfonamides, Macrolides, and Trimethoprim in Different Wastewater Treatment Technologies. Science of the Total Environment, 2007, 372(2):361~371
35. Westerhoff P., Yoon Y., Snyder S.,et al. Fate of
Endocrine-Disruptor, Pharmaceutical, and Personal Care Product Chemicals during Simulated Drinking Water Treatment Processes. Environmental Science and Technology, 2005, 39(17):6649~6663
36. Gibs J., Stackelberg P. E., Furlong E. T., et al.
Persistence of Pharmaceuticals and Other Organic Compounds in Chlorinated Drinking Water as a Function of Time. Science of the Total Environment, 2007, 373(1):240~249
37. Boyd G.R., Zhang S., Grimm D. A. Naproxen Removal
from Water by Chlorination and Biofilm Processes.
Water Research, 2005, 39(4):668~676
38. Deborde M., Rabouan S., Gallard H., et al. Aqueous
Chlorination Kinetics of Some Endocrine Disruptors.
Environmental Science and Technology, 2004, 38(21):5577 ~ 5583
39. Ternes T.A., Stüber J., Herrmann N., et al. Ozonation:
A Tool for Removal of Pharmaceuticals, Contrast
Media and Musk Fragrances from Wastewater. Water Research, 2003, 37(8):1976~1982
40. Zwiener C., Frimmel F. H. Oxidative Treatment of
Pharmaceuticals in Water. Water Research, 2000, 34(6):1881~1885
41. Huber M.M., Ternes T. A., Gunten U. Removal of
Estrogenic Activity and Formation of Oxidation Products during Ozonation of 17-Ethinylestradiol.
Environmental Science and Technology, 2004, 38(19):5177~5186
42. V ogna D., Marotta R., Andreozzi R., et al. Kinetic and
Chemical Assessment of the UV/H2O2 Treatment of Antiepileptic Drug Carbamazepine. Chemosphere, 2004, 54(4):497~505
43. Rosenfeldt E.J., Chen P. J., Kullman S.,et al.
Destruction of Estrogenic Activity in Water Using UV
Advanced Oxidation. Science of the Total Environment, 2007, 377(1):105~113
44. Rosenfeldt E.J., Linden K. G. Degradation of
Endocrine Disrupting Chemicals Bisphenol A, Ethinyl Estradiol, and Estradiol during UV Photolysis and Advanced Oxidation Processes. Environmental Science and Technology, 2004, 38(20):5476 ~ 5483
45. Adams C., Asce M.,Wang Y., et al. Removal of
Antibiotics from Surface and Distilled Water in Conventional Water Treatment Processes. Journal of Environmental Engineering, 2002, 128(3):253~260 46. Huber M.M., G?bel A., Joss A., et al. Oxidation of
Pharmaceuticals during Ozonation of Municipal Wastewater Effluents: A Pilot Study. Environmental Science and Technology, 2005a, 39(11):4290~4299 47. Alum A., Yoon Y., Westerhoff P., et al. Oxidation of
Bisphenol A, 17β-Estradiol, and 17α-Ethynyl Estradiol and Byproduct Estrogenicity. Environmental Toxicology, 2004, 19(3):257~264
48. Huber M.M., Canonica S., Park G., et al. Oxidation of
Pharmaceuticals during Ozonation and Advanced Oxidation Processes. Environmental Science and Technology, 2003, 37(5):1016 ~ 1024
49. McDowell D.C., Huber M. M., Wagner M.,et al.
Ozonation of Carbamazepine in Drinking Water: Identification and Kinetic Study of Major Oxidation Products. Environmental Science and Technology, 2005, 39(20):8014 ~8022
50. Qiang Z., Macauley J. J., Mormile M. R.,et al.
Treatment of Antibiotics and Antibiotic Resistant Bacteria in Swine Wastewater with Free Chlorine.
Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2006, 54(21):8144 ~ 8154
污水处理工艺 定义1 用各种方法将污水中所含的污染物分离出来或将其转化为无害物，从而使污水得到净 化的过程。应用学科：生态学（一级学科）；污染生态学（二级学科） 定义2 采取物理的、化学的或生物的处理方法对污水进行净化的措施。应用学科：水利科技（一级学科）；环境水利（二级学科）；水污染防治（水利）（三级学科） 应用编辑 污水处理（sewage treatment,wastewater treatment）:为使污水达到排入某一水体或 再次使用的水质要求，并对其进行净化的过程。污水处理被广泛应用于建筑、农业，交通、能源、石化、环保、城市景观、医疗、餐饮等各个领域，也越来越多地走进寻常百姓的日常生活。 工艺选择准则编辑 1）城市污水处理工艺应根据处理规模、水质特性、受纳水体的环境功能及当地的实际情况和要求，经全面技术经济比较后优选确定。 2）工艺选择的主要技术经济指标包括：处理单位水量投资、削减单位污染物投资、处 理单位水量电耗和成本、削减单位污染物电耗和成本、占地面积、运行性能可靠性、管理维 护难易程度、总体环境效益等。 3）应切合实际地确定污水进水水质，优化工艺设计参数。必须对污水的现状水质特性、 污染物构成进行详细调查或测定，作出合理的分析预测。在水质构成复杂或特殊时，应进行 污水处理工艺的动态试验，必要时应开展中试研究。 4）积极审慎地采用高效经济的新工艺。对在国内首次应用的新工艺，必须经过中试和生产性试验，提供可靠设计参数后再进行应用。 分类编辑 《水污染控制工程》分类
不溶态污染物的分离技术 1、重力沉降：沉砂池（平流、竖流、旋流、曝气）、沉淀池（平流、竖流、辐流、斜流）； 2、混凝澄清； 3、浮力浮上法：隔油、气浮； 4、其他：阻力截留、离心力分离法、磁力分离法 污染物的生物化学转化技术： 1、活性污泥法：SBR、A/0、A/A/O、氧化沟等 2、生物膜法：生物滤池、生物转盘、生物接触氧化池等 3、厌氧生物处理法：厌氧消化、水解酸化池、UASB等 4、自然条件下的生物处理法：稳定塘、生态系统塘、土地处理法 污染物的化学转化技术： 1、中和法：酸碱中和 2、化学沉淀法：氢氧化物沉淀、铁氧体沉淀、其他化学沉淀 3、氧化还原法：药剂氧化法、药剂还原法、电化学法 4、化学物理消毒法：臭氧、紫外线、二氧化氯、氯气、次氯酸钠 溶解态污染物的物理化学分离技术： 1、吸附法 2、离子交换法 3、膜分离法：扩散渗析、电渗析、反渗透、超滤、纳滤、微滤 4、其他分离方法：吹脱和气提、萃取、蒸发、结晶、冷冻 根据常见污水处理方法分类 物理法：物理或机械的分离过程。过滤，沉淀，离心分离，上浮等 化学法：加入化学物质与污水中有害物质发生化学反应的转化过程。中和，氧化,还原， 分解，混凝，化学沉淀等 物理化学法：物理化学的分离过程。气提，吹脱，吸附，萃取，离子交换，电解电渗析，反渗透等 生物法：微生物在污水中对有机物进行氧化，分解的新陈代谢过程。活性污泥，生物滤池，生物转盘，氧化塘，厌气消化等 废水的化学方法分类 混凝 向胶状浑浊液中投加电解质，凝聚水中胶状物质，使之和水分开 混凝剂有硫酸铝，明矶，聚合氯化铝，硫酸亚铁，三氯化铁等
污水处理常用药剂 根据用途的不同，可以将这些药剂分为以下几种： ①絮凝剂：有时又称为混凝剂，可作为强化固液分离的手段，用于初沉池、二沉 池、浮选池及三级处理或深度处理工艺环节。 ②助凝剂：辅助絮凝剂发挥作用，加强混凝效果。 ③调理剂：又称为脱水剂，用于对脱水前剩余污泥的调理，其品种包括上述的部分絮凝剂和助凝剂。 ④破乳剂：有时也称为脱稳剂，主要用于对含有乳化油的含油污水气浮前的预处 理，其品种包括上述部分絮凝剂和助凝剂。 ⑤消泡剂：主要用于消除曝气活搅拌过程中出现的大量泡沫。 ⑥PH调整剂：用于将酸性污水和碱性污水的PH值调整为中性。 ⑦消毒剂：用于在污水处理后排放活回用前的消毒处理。 一、絮凝剂 絮凝剂是能够降低或消除水中分散微粒的沉淀稳定性和聚合稳定性，使分散微粒 凝聚、絮凝成聚集体而除去的一类物质。 按照化学成分，絮凝剂可分为无机絮凝剂、有机絮凝剂以及微生物絮凝剂三大类 1、无机絮凝剂 无机絮凝剂包括铝盐、铁盐及其聚合物，具有原料易得，制备简单、价格便宜、 处理效果适中等特点，因而在水处理中应用较多。在工业废水及污水处理中应用 较多的是铝、铁和硅类的无机高分子絮凝剂，其中广泛使用的为聚合氯化铝 PAC。絮凝剂的选择主要取决于水中胶体和悬浮物的性质及浓度，如果水中污染物颗粒细
小，主要呈胶体状态，则应首选铁盐絮凝剂。普通铁盐、铝盐的头家范围是 10-100mg/l, 聚合盐为普通盐投加量的1/2-1/3. PH 值强烈影响絮凝剂的水解速度、水解产物的存在形式和性能。水的碱度对PH 值有缓冲作用，当碱度不够时，应添加石灰等药剂予以补充。当水的PH值偏高时，则需要家算调整PH 值到中性。 絮凝剂的水解反应多是吸热反应，水温较低时，水解速度慢且不完全。此时即使增加絮凝剂的投加量，絮体的形成还是很缓慢，而且结构松散、颗粒细小。 水中杂质颗粒还有大量有机物是，混凝效果会变差，需要增加投药量或投加氧化剂等起助凝作用的药剂。水中的钙镁离子、硫化物、磷化物一般对混凝有利，而某些阴离子、表面活性物质对混凝有不利影响。 2、有机高分子絮凝剂 我国目前生产的人工合成有机高分子絮凝剂中80%是聚丙烯酰胺类产品。 固体有机高分子絮凝剂容易吸水潮解成块，必须使用防水包装，保存地点干燥，避免露天存放。有机高分子絮凝剂固体产品或高浓度液体产品在使用之前必须配制成水溶液再投加到待处理水中。配制水溶液的溶药池必须安装机械搅拌设备，溶药连续搅拌要控制在30min 以上。水溶液的浓度一般为0.1%左右。对固体有机高分子絮凝剂，进行溶解时，固体颗粒的投加点一定要在水流紊动最强烈的的地方，同时一定要以最小投加量向溶药池中缓慢加入，而且投加点一定要远离机械搅拌器的搅拌轴。 3、絮凝剂种类和投加量的确定使用混凝法处理任何污水，都存在最佳絮凝剂和最佳投加量。一般通过混凝烧杯搅拌试验来取得相应的数据。试验包括快速搅拌、慢速搅拌和静止沉降三个步骤。
2019年水处理药剂行业现状及龙头企业清水源竞争优势分析
内容目录 水处理药剂行业：集中度逐步提升 (4) 水处理药剂简介 (4) 水处理药剂应用领域 (5) 中国水处理药剂行业发展阶段及特点 (6) 市场空间有多少 (7) 行业分散，集中度逐步提升 (9) 水处理行业龙头呼之欲出 (10) 业绩保持高速增长 (10) 并购完善水处理产业布局，协调效应凸显 (12) 最大亮点：可转债募投项目使主业水处理药剂产能迅速增加 (14) 新增产能如何消化？公司优势分析 (15) 新增产能是否带来产能利用率的下滑 (15) 自产三氯化磷中间体，降低成本 (16) 智能化工厂降低生产成本，公司费用控制能力强 (17) 打造工业物联网平台，更好服务下游供应商，带来的增量用户 (18) 短期催化剂：黄磷价格暴涨带来毛利率上升 (19) 近半数产能关停，价格短时间暴涨 (19) 价格高位维持多久？两年时间解决“三磷”污染问题 (21) 盈利预测 (22) 风险提示 (23) 图表目录 图表 1：水处理药剂-单剂 (4) 图表 2：水处理药剂-复配产品 (4) 图表3：水处理药剂应用领域 (5) 图表4：我国历年用水总量及工业用水总量 (5) 图表5：我国水处理药剂发展阶段 (6) 图表6：全球水处理药剂在各应用领域的市场情况及预测（亿美元） (7) 图表7：全球水处理药剂在工业/生产水处理领域市场情况及预测（亿美元）..7图表8：2017年全球主要国家水处理药剂市场份额 (8) 图表9：2017年全球水处理药剂分区域市场份额及发展预测 (8) 图表10：我国水处理药剂在相关领域的市场情况及预测 (9) 图表11：2010 年美国主要水处理剂公司在本土市场销售情况（百万美元） (9) 图表12：2018年我国主要水处理剂生产企业产能情况 (10) 图表 13：公司水处理药剂主要客户 (11) 图表14：公司前十大股东（2019年一季度） (11) 图表15：公司历年营业收入及增速 (12)
工程的调试、运行与管理 第一节菌种驯育与启动 一、厌氧培菌与启动 1.选取菌种(污泥 用于厌氧发酵罐启动的厌氧活性污泥叫接种物。沼气发酵过程是多种类微生物共同作用的结果,要注意接种物的产甲烷活性,因为产酸菌繁殖快,而产甲烷菌繁殖很慢,如果接种物中产甲烷菌(活性污泥数量太少,常常因为在启动过程中酸化与甲烷化速度的过分不平衡而导致启动的失败。 在确定系统运行温度后,要选择同类工程的活性污泥做接种物(菌种。是否是相同的菌种,或富集菌种的多少,决定系统启动速度的快慢。由于各地具体条件差异,监测手段不同,启动时的操作方式也不会是一个模式,只能是类似。 条件具备的地方,处理同类废水,接种同类污泥,以保持厌氧微生物生态环境的一致。当地不具备这样的条件,需要在驯化上下工夫,启动的时间要长些,速度会慢些。厌氧发酵罐排出的活性污泥和污水沟底正在发泡的活性污泥,都可作为选取接种物的对象。接种量约占发酵容积的1/10~1/3,接种量越多,启动速度 越快,在此基础上逐渐富集。 2.菌种的驯化与富集 菌种的驯化富集可在新建的发酵罐内进行,也可在其他的容器内进行。取来的厌氧活性污泥(菌种越多越好,再加入适量的处理原料(数量小于菌种数量的10%份额。菌种和原料的混合液在装置内作好保温,再逐渐升温(如果是中温或高温运行,要逐渐升温到35~54℃,并调节在6.8~7.2范围。每隔1~2天加入新料液一次,数量仍为装置内料液的510%份额,以此继续下去。驯
化富集过程,是为厌氧发酵创造必要的条件,首要条件是适宜的温度和,每次加入新料液的多少也是由驯化富集起来的菌种液的高低所确定。 3.沼气发酵启动 沼气发酵的启动是指从投入接种物和原料开始,经过驯化和培养,使发酵罐中厌氧活性污泥的数量和活性逐步增加,直至发酵罐的运行达到设计要求的全过程。这个过程所经历的时间成为启动期。沼气发酵罐的启动一般需要较长时间,若能取得大量活性污泥作为接种物,在启动开始时投入发酵罐中,可缩短启动期。 把富集的菌种投入到发酵罐内,对于较小容器的发酵罐,菌种量约占总容积的 1/3;较大容积的发酵罐,富集的菌种可以适当小于容积的1/3。然后按正常运行状态封闭发酵罐,接通全系统,使富集的菌种逐步升温到系统的运行温度。中温运行的系统,升温到35℃±1℃;高温运行的系统,升温到54℃±1℃。目前,对菌种升温速度持有不同观点,一种观点是采用间断升温办法,每次升温2~3℃,接着稳定2~3天,然后重复进行,直至升温至35℃或54℃。另一种观点是主张快速升温,每小时升温1℃。 在启动运行时,要装备监测手段,特别是对食品工业废水,要求达到排放标准。简单的做法是控制好发酵料液的温度和在最佳范围之内。有条件应以监视挥发酸含量代替监控,还应监测排出液的含量、去除率及沼气发酵罐的 消化负荷。启动运行阶段去除率要适当放宽,以满足最佳要求。 无论是哪种类型的发酵装置,其启动方式都是将接种物和首批料液投入发酵罐后,停止进料若干天。在料液处于静态下,使接种污泥暂时聚集和生长,或者附着于填料表面。待大部分有机物被分解去除时,即产气高峰过后,料液的在7.0 以上,或产气中甲烷含量在50%以上或去除率达到80%左右时,再进行连续投料或半连续投料运行。 每次进料要在预处理阶段升温到高出系统运行温度3~5℃,并使新料液调节到6.5~7范围内,每次进料量是发酵罐内料液的510%,进料量的多少,由发酵罐内的料液
常见污水处理工艺对比 一、A/O工艺 1、基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2~4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化(有机链上的N或氨基酸中的氨基)游离出氨(NH3、NH4+)，在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N(NH4+)氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮(N2)完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。 2、A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： (1) 效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2) 流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3) 缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4) 容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的
几种常用生活污水处理工艺的比较 一、概述 生活污水处理工艺目前已相当成熟，其核心技术为活性污泥法和生物膜法，对活性污泥法（或生物膜法）的改进及发展形成了各种不同的生活污水处理工艺，传统的活性污泥法处理工艺在中小型生活污水处理已较少使用。根据污水的水量、水质和出水要求及当地的实际情况，选用合理的污水处理工艺，对污水处理的正常运行、处理费用具有决定性的作用。 本文主要对生活污水几种常用的处理工艺作简单介绍，包括氧化沟、序批式活性污泥法（SBR）、生物接触氧化法、曝气生物滤池（BAF）、A-0工艺、膜生物反应器（MBR）等。 二、中小型生活污水处理工艺简介 典型的生活污水处理完整工艺如下： 污水——前处理——生化法——二沉池——消毒——出水 | | ——-——污泥处理系统-- 前处理也称为预处理技术，常用的有格栅或格网、调节池、沉砂池、初沉池等。 由于生活污水处理的核心是生化部分，因此我们称污水处理工艺是特指这部分，如接触氧化法、SBR法、A/O法等。用生化法（包括厌氧和好氧）处理生活污水在目前是最经济、最适用的污水处理工艺，根据生活污水的水量、水质及现场的条件而选择不同的污水处理工艺对投资及运行成本具有决定性的影响。下面就目前常用的生活污水处理工艺作一简介。 1、氧化沟工艺 氧化沟是活性污泥法的一种变形，其池体狭长，故称为氧化沟。氧化沟有多种构造型式，典型的有：A：卡罗塞式；B：奥巴尔型；C：交替工作式氧化沟；D：曝气—沉淀一体化氧化沟 氧化沟技术已广泛应用于大中型城市污水处理厂，其规模从每日几百立方米至几万立方米，工艺日趋完善，其构造型式也越来越多。其主要特点是：进出水装置简单；污水的流态可看成是完全混合式，由于池体狭长，又类似于推流式；BOD负荷低，处理水质良好；污泥产率低，排泥量少；
废水处理常用药剂 1.废水处理中常用药剂的种类有哪些？ 为了使废水处理后达标排放或进行回用，在处理过程需要使用多种化学药剂。根据用途的不同，可以将这些药剂分成以下几类： ⑴絮凝剂：有时又称为混凝剂，可作为强化固液分离的手段，用于初沉池、二沉池、浮选池及三级处理或深度处理等工艺环节。 ⑵助凝剂：辅助絮凝剂发挥作用，加强混凝效果。 ⑶调理剂：又称为脱水剂，用于对脱水前剩余污泥的调理，其品种包括上述的部分絮凝剂和助凝剂。 ⑷破乳剂：有时也称脱稳剂，主要用于对含有乳化油的含油废水气浮前的预处理，其品种包括上述的部分絮凝剂和助凝剂。。 ⑸消泡剂：主要用于消除曝气或搅拌过程中出现的大量泡沫。 ⑹pH调整剂：用于将酸性废水和碱性废水的pH值调整为中性。 ⑺氧化还原剂：用于含有氧化性物质或还原性物质的工业废水的处理。 ⑻消毒剂：用于在废水处理后排放或回用前的消毒处理。 以上药剂的种类虽然很多，但一种药剂在不同的场合使用，起到的作用不同，也就会拥有不同的称呼。比如说Cl ，应用在加强污水的混凝处理效果时被称为助凝剂，用于氧化 2 废水中的氰化物或有机物时被称为氧化剂，用于消毒处理自然就被称为消毒剂。 2.什么是絮凝剂？其作用是什么？ 絮凝剂在污水处理领域作为强化固液分离的手段，可用于强化污水的初次沉淀、浮选处理及活性污泥法之后的二次沉淀，还可用于污水三级处理或深度处理。当用于剩余污泥脱水前的调理时，絮凝剂和助凝剂就变成了污泥调理剂或脱水剂。 在应用传统的絮凝剂时，可以使用投加助凝剂的方法来加强絮凝效果。例如把活化硅酸作为硫酸亚铁、硫酸铝等无机絮凝剂的助凝剂并分前后顺序投加，可以取得很好的絮凝作用。因此，通俗地讲，无机高分子絮凝剂IPF其实就是把助凝剂与絮凝剂结合在一起制备然后合并投加来简化用户的操作。 混凝处理通常置于固液分离设施前，与分离设施组合起来、有效地去除原水中的粒度 ，可用在污水处理流程的预处为1nm～100μm的悬浮物和胶体物质，降低出水浊度和COD Cr
一、A/O工艺 1.基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化（有机链上的N或氨基酸中的氨基）游离出氨（NH3、NH4+），在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N（NH4+）氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮（N2）完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。 2.A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： (1)效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2) 流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3) 缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4) 容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的容积负荷。 (5) 缺氧/好氧工艺的耐负荷冲击能力强。当进水水质波动较大或污染物浓度较高时，本工艺均能维持正常运行，故操作管理也很简单。通过以上流程的比较，不难看出，生物脱氮工艺本身就是脱氮的同时，也降解酚、氰、COD等有机物。结合水量、水质特点，我们推荐采用缺氧/好氧(A/O)的生物脱氮 (内循环) 工艺流程，使污水处理装置不但能达到脱氮的要求，而且其它指标也达到排放标准。 3. A/O工艺的缺点 1.由于没有独立的污泥回流系统，从而不能培养出具有独特功能的
我国国内水处理药剂的发展现状 我国是水资源短缺和污染比较严重的国家之一。1993年全国总取用水量与1980年相比增加18.43%，达到5 255亿m3，人均用水量为450 m3。用水结构发生很大转变，自1980年以来，全国农业灌溉和农村生活用水(统称农村用水)基本持平，而工业用水和城镇生活用水则有较大的增长。 1993年黄、淮、海河三流域人均占有水资源量分别为543、500和351 m3，而人均用水量为393、301和347 m3。国外学者认为，人均占有水资源量1 000 m3是实现现代化的最低标准，从现状和未来发展来看，我国北方黄、淮、海河三流域要达到人均占有水资源量1 000 m3是极其困难的，即使要达到500 m3也需进行很大的投入。 从全国情况看，目前城市缺水严重，已造成严重的经济损失和社会环境问题。缺水城市分布将由目前集中在三北(华北、东北、西北)地区及东部沿海城市逐渐向全国蔓延。节约用水、治理污水和开发新水源具有同等重要的意义。大力发展水处理化学品对节约用水、治理污水起着重要的作用。 水处理剂属于精细化工的范畴，相对于常用化学品，它具有精细化学品的许多特性，如生产规模一般不大，因此建厂设备投资少，产量小;产品品种多，品种的更新换代快;附加产值大;技术服务必不可少;各种产品，尤其是复配产品，具有很强的专用性。 一、国外水处理剂发展现状： 目前，国外业已形成了“水处理工业”这一概念。按照美国工业分析专家Jean M.Kennay的观点，该工业可分为3个部分，即产品制造、服务和系统建设。产品制造包括水处理设备和化学品制造，系统建设指水处理工程建设，服务指提供水处理技术服务。通常，化学品制造商也是服务商。 目前世界上水处理工业市场销售额约300亿美元，设备制造和系统建设约占该工业的73%。其余为化学品销售和技术服务营业额。化学品约占20%，估计不会超过60亿美元。 二、水处理剂在我国的生产及应用状况： 1、我国水处理剂的品种： 我国水处理药剂是在70年代引进大化肥装置后才引起重视和逐步发展起来的;此后，自行研制开发了一系列水处理剂。目前，我国水处理剂的品种主要有阻垢剂、缓蚀剂、杀菌灭藻剂、无机凝聚剂、有机絮凝剂等几大类。 (1) 阻垢剂：
污水处理的方法与原理Last revision on 21 December 2020
污水处理的方法与原理一、污水处理概述 污水处理 (sewage treatment或wastewater treatment)：为使污水达到排水某一水体或再次使用的水质要求，并对其进行净化的过程。 按处理程度的不同，废水处理系统可分为一级处理、二级处理和深度处理（三级处理）。 一级处理只除去废水中的悬浮物，以物理方法为主，处理后的废水一般还不能达到排放标准。对于二级处理系统而言，一级处理是预处理 二级处理最常用的是生物处理法，它能大幅度地除去废水中呈胶体和溶解状态的有机物，使废水符合排放标准。但经过二级处理的水中还存留一定量的悬浮物、生物不能分解的溶解性有机物、溶解性无机物和氮磷等藻类增值营养物，并含有病毒和细菌。因而不能满足要求较高的排放标准，如处理后排入流量较小、稀释能力较差的河流就可能引起污染，也不能直接用作自来水、工业用水和地下水的补给水源。 三级处理是进一步去除二级处理未能去除的污染物，如磷、氮及生物难以降解的有机污染物、无机污染物、病原体等。废水的三级处理是在二级处理的基础上，进一步采用化学法（化学氧化、化学沉淀等）、物理化学法（吸附、离子交换、膜分离技术等）以除去某些特定污染物的一种“深度处理”方法。显然，废水的三级处理耗资巨大，但能充分利用水资源。 二、污水的分类 按污水来源分类，污水一般分为和。生产污水包括工业污水、以及医疗污水等，而生活污水就是日常生活产生的污水，是指各种形式的无机物和的复杂混合物，包括：①漂浮和悬浮的大小固体颗粒；②胶状和凝胶状扩散物；③纯溶液。 按污水的质性来分，水的污染有两类：一类是；另一类是人为污染。当前对水体危害较大的是人为污染。可根据污染杂质的不同而主要分为、物理性污染和三大类。污染物主要有：⑴未经处理而排放的；⑵未经处理而排放的生活污水；⑶大量使用化肥、农药、除草剂的农田污水；⑷堆放在河边的工业废弃物和生活垃圾；⑸水土流失；⑹矿山污水。 目前城市生活污水排放已是中国城市水的主要污染源，城市生活污水处理是当前和今后和城市水环境保护工作的重中之重，这就要求我们要把处理生活污水设施的建设作为的重要内容来抓，而且是急不可待的事情。 三、污水处理的步骤 四、污水处理的方法及原理 一、物理法 物理法的的去除对象是水中不溶性的悬浮物质.使用的处理设备和方法主要有格栅、筛网、沉淀(沉砂)、过滤、微滤、气浮、离心(旋流)分离等. 1. 格栅(筛网) 它是由一组平行排列的金属栅条制成的框架，斜置成60。~70。于废水流经的渠道内，当废水流过时，呈块状的污染物质即被栅条截留而从废水中去除，它是一种对后续处理构筑物或废水提升泵站有保护作用的设备，筛网截留亦属于这一性质的设备。
几种污水处理工艺的比较分析 摘要：本文主要结合具体的工程实例就常见的污水处理工艺方案的对比和选择作了进一步的分析和探讨。 关键词：污水处理；工艺；比较；选择 污水处理工艺方案众多，具体结合到污水处理工程要根据原污水的水质、出水要求、处理规模、污泥处理方法以及当地的具体条件，慎重分析和选择。在方案的选择上还要考虑经济效益、技术性能、操作管理以及占地面积等因素。 一、常见的污水处理工艺 1、氧化沟污水处理工艺 氧化沟是在传统活性污泥法的基础上发展起来的连续循环完全混合工艺，是用延时曝气法处理废水的一种环形渠道，平面多为椭圆形，总长可达几十米，甚至几百米以上。在沟渠内安装与渠宽等长的机械式表面曝气装置，常用的有转刷和叶轮等。曝气装置一方面对沟渠中的污水进行充氧，一方面推动污水作旋转流动。氧化沟多用于处理中、小流量的生活污水和工业废水，可以间歇运转，也可以连续运转。氧化沟根据其构造和运行特征，并根据发明者和专利分为不同类型。 以Carrousel（卡鲁塞尔）式氧化沟（荷兰DHV公司开发）为例， 图1卡鲁塞尔氧化沟 1—出水堰；2—曝气器 由上图1可知，这是一个多沟串联系统，进水与活性污泥混合后沿箭头方向在沟内作不停的循环流动。Carrousel氧化沟采用垂直安装的低速表面曝气器，每组沟渠安装一个，均安装在同一端，因此形成了靠近曝气器下游的富氧区和曝气器上游以及外环的缺氧区，这不仅有利于生物凝聚，还使活性污泥易于沉淀。BOD5去除率可达95～99%，脱氮效率约90%，除磷效率约为50%。Carrousel氧化沟的表面曝气机单机功率大，其水深可达5m以上，使氧化沟面积减少土建费用降低。由于曝气机功率大，使得氧的转移效率大大提高，平均传氧效率至少达到达2.1Kg/Kw.h。因此这种氧化沟具有极强的混合搅拌耐冲击能力。当有机负荷较低时，可以停止某些气器运行，以节约能耗。 氧化沟的沟渠长度较大，污水在氧化沟内停留的时间长，污水的混合效果好。可以不没初沉池，有机悬浮物在氧化沟内能达到好氧稳定的程度；氧化沟的曝气装置具有两个功能:供氧并推动水流以一定的流速循环流动。污泥的BOD负荷低，同延时曝气法。对水质和水量的变动有较强的适应性；污泥龄长，有利于硝化菌的繁殖，在氧化沟内可产生硝化反应;污泥产率低，且多已达到稳定的程度，不需要再进行硝化处理，可直接进行浓缩脱水。如采用一体式氧化沟，可不单独设二次沉淀池，使氧化沟与二沉池合建。中间的沟渠连续作为曝气池，两侧的沟渠
污水处理中常用的药剂介绍 为了使废水处理后达标排放或进行回用，在处理过程需要使用多种化学药剂。根据用途的不同，可以将这些药剂分成以下几类： ⑴絮凝剂：有时又称为混凝剂，可作为强化固液分离的手段，用于初沉池、二沉池、浮选池及三级处理或深度处理等工艺环节。 ⑵助凝剂：辅助絮凝剂发挥作用，加强混凝效果。 ⑶调理剂：又称为脱水剂，用于对脱水前剩余污泥的调理，其品种包括上 述的部分絮凝剂和助凝剂。 ⑷破乳剂：有时也称脱稳剂，主要用于对含有乳化油的含油废水气浮前的 预处理，其品种包括上述的部分絮凝剂和助凝剂。 ⑸消泡剂：主要用于消除曝气或搅拌过程中出现的大量泡沫。 ⑹pH调整剂：用于将酸性废水和碱性废水的pH值调整为中性。 ⑺氧化还原剂：用于含有氧化性物质或还原性物质的工业废水的处理。 ⑻消毒剂：用于在废水处理后排放或回用前的消毒处理。 以上药剂的种类虽然很多，但一种药剂在不同的场合使用，起到的作用不同，也就会拥有不同的称呼。比如说Cl2，应用在加强污水的混凝处理效果时 被称为助凝剂，用于氧化废水中的氰*化物或有机物时被称为氧化剂，用于消毒处理自然就被称为消毒剂。 什么是絮凝剂？其作用是什么？ 絮凝剂在污水处理领域作为强化固液分离的手段，可用于强化污水的初次 沉淀、浮选处理及活性污泥法之后的二次沉淀，还可用于污水三级处理或深度 处理。当用于剩余污泥脱水前的调理时，絮凝剂和助凝剂就变成了污泥调理剂 或脱水剂。
在应用传统的絮凝剂时，可以使用投加助凝剂的方法来加强絮凝效果。例 如把活化硅酸作为硫酸亚铁、硫酸铝等无机絮凝剂的助凝剂并分前后顺序投加，可以取得很好的絮凝作用。因此，通俗地讲，无机高分子絮凝剂IPF其实就是 把助凝剂与絮凝剂结合在一起制备然后合并投加来简化用户的操作。 混凝处理通常置于固液分离设施前，与分离设施组合起来、有效地去除原 水中的粒度为1nm～100μm的悬浮物和胶体物质，降低出水浊度和CODCr，可用在污水处理流程的预处理、深度处理，也可用于剩余污泥处理。混凝处理 还可有效地去除水中的微生物、病原菌，并可去除污水中的乳化油、色度、重 金属离子及其他一些污染物，利用混凝沉淀处理污水中含有的磷时去除率可高 达90～95%，是最便宜而又高效的除磷方法。 絮凝剂的作用机理是什么？ 水中胶体颗粒微小、表面水化和带电使其具有稳定性，絮凝剂投加到水中 后水解成带电胶体与其周围的离子组成双电层结构的胶团。采用投药后快速搅 拌的方式，促进水中胶体杂质颗粒与絮凝剂水解成的胶团的碰撞机会和次数。 水中的杂质颗粒在絮凝剂的作用下首先失去稳定性，然后相互凝聚成尺寸较大 的颗粒，再在分离设施中沉淀下去或漂浮上来。 搅拌产生的速度梯度G和搅拌时间T的乘积GT可以间接表示在整个反应时间内颗粒碰撞的总次数，通过改变GT值可以控制混凝反应效果。一般控制GT值在104～105之间，考虑到杂质颗粒浓度对碰撞的影响，可以用GTC值 作为表征混凝效果的控制参数，其中C表示污水中杂质颗粒的质量浓度，而且建议GTC值在100左右。 促使絮凝剂迅速向水中扩散，并与全部废水混合均匀的过程就是混合。水 中的杂质颗粒与絮凝剂作用，通过压缩双电层和电中和等机理，失去或降低稳 定性，生成微絮粒的过程称为凝聚。凝聚生成微絮粒在架桥物质和水流的搅动下，通过吸附架桥和沉淀物网捕等机理成长为大絮体的过程称为絮凝。混合、 凝聚和絮凝合起来称为混凝，混合过程一般在混合池中完成，凝聚和絮凝在反 应池中进行。
常见污水处理工艺介绍 Prepared on 24 November 2020
常见污水处理工艺介绍 一.物理法： 1.沉淀法：主要去除废水中无机颗粒及SS 2.过滤法：主要去除废水中SS和油类物质等 3.隔油：去除可浮油和分散油 4.气浮法：油水分离、有用物质的回收及相对密度接近于1（水的密度近似1）的悬浮固体 5.离心分离：微小SS的去除 6.磁力分离：去除沉淀法难以去除的SS和胶体等 二.化学法： 1.混凝沉淀法：去除胶体及细 2.中和法：酸碱废水的处理 3.氧化还原法：有毒物质、难生物降解物质的去除 4.化学沉淀法：重金属离子、硫离子、硫酸根离子、磷酸根、铵根等的去除 三.物理化学法： 1.吸附法：少量重金属离子、难生物降解有机物、脱色除臭等 2.离子交换法：回收贵重金属，放射性废水、有机废水等 3.萃取法：难生物降解有机物、重金属离子等 4.吹脱和汽提：溶解性和易挥发物质的去除。 重点介绍 （随着各种工艺不断改进，原有缺点不断被修正，因此只列出各种工艺的优 点）
四.生物法 1.活性污泥法：中微生物(micro-organism)悬浮在水中的各种方法的统称。（1）SBR法 序列间歇式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process）的简称，是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术，又称序批式活性污泥法。 工艺流程图： SBR技术的核心是SBR反应池，该池集均化、初沉、生物降解、二沉等功能于一池，无污泥回流系统。 优点： 1）工艺简单，节省费用 2）理想的推流过程使生化反应推力大、效率高 3）运行方式灵活，脱氮除磷效果好 4）防治污泥膨胀的最好工艺 5）耐冲击负荷、处理能力强 (2)CASS法 CASS法是SBR法的改进型，特点是占地小、运行费用低、技术成熟、工艺稳定。 CASS法是在CASS反应池前部设置生物选择区，后部设置可升降的自动滗水装置。 工艺流程图： （3）AO法
常见污水处理工艺介绍 污水处理厂处理流程： 污水进入厂区先通过 1. 截流井（让厂能处理的污水进入厂区进行处理） 2. 粗格栅（打捞较大的渣滓） 3. 污水泵（提升污水的高度） 4. 细格栅（打捞较小的渣滓） 5. 沉沙池（以重力分离为基础，将污水的比重较大的无机颗粒沉淀并排除） 6. 生化池（采用活性污泥法去除污水里的 BOD5 SS 和以各种形式的氮或磷） 7. 终沉池（排除剩余污泥和回流污泥） 型滤池（进一步减少 SS,使岀水达到国家一级标准）进入紫外线 9. 消毒（杀灭水中的大肠杆菌） 10. 岀水 现代污水处理技术，按处理程度划分，可分为一级、二级和三级处理。 一级处理 ，主要去除污水中呈悬浮状态的固体污染物质，物理处理法大部分只能完成一级 BOD —般可去除 30%左右，达不到排放标准。一级处理属于 二级处理的预处理。 二级处理 ，主要去除污水中呈胶体和溶解状态的有机污染物质 达 90%以上，使有机污染物达到排放标准。 三级处理 ，进一步处理难降解的有机物、氮和磷等能够导致的可溶性无机物等。主要方法 有生物脱氮除磷法，混凝沉淀法，砂滤法，，离子交换法和电渗分析法等。 整个过程为通过粗的原污水经过污水提升泵提升后，经过格栅或者砂滤器，之后进入沉砂 池，经过砂水分离的污水进入初次沉淀池，以上为一级处理 （ 即物理处理 ） ，初沉池的岀水进入 生物处理设备，有和生物膜法， （ 其中活性污泥法的反应器有，氧化沟等，生物膜法包括生物滤 池、生物转盘、和生物流化床 ） ，生物处理设备的岀水进入二次，二沉池的岀水经过消毒排放或 者进入三级处理，一级处理结束到此为二级处理，三级处理包括生物除磷法，混凝沉淀法，砂 滤法，活性炭吸附法，离子交换法和电渗析法。二沉池的污泥一部分回流至初次沉淀池或者生 物处理设备，一部分进入污泥浓缩池，之后进入污泥消化池，经过脱水和干燥设备后，污泥被 最后利用。 工艺选择 （ 1）按城市污水处理及污染防治技术政策推荐，日处理能力在 20 万立方米以上（不包括 20 万立方米 ／日）的污水处理设施，一般采用常规活性污泥法。也可采用其他成熟技术；日处理能力在 10－20 万 立方米的污水处理设施，可选用常规活性污泥法、氧化沟法、 SBR 法和AB 法等成熟工艺；日处理能力在 10万立方米以下的污水处理设施，可选用氧化沟法、 SBR 法、水解好氧法、 AB 法和生物滤池法等技术，也可选用常规活性污泥法。 （ 2）按城市污水处理及污染防治技术政策要求，在对氮、磷污染物有控制要求的地区，应采用具备较 强的除磷脱氮功能的二级强化处理工艺。 日处理能力在 10 万立方米以上的污水处理设施， 一般选用 A/O 法、 A/A/O 法等技术。也可审慎选用其他的同效技术；日处理能力在 10 万立方米以下的污水处理设施， 处理的要求。经过一级处理的污水， （BOD , COD 物质），去除率可
百度文库-让每个人平等地提升自我 、A/0工艺简介 由于我国小城镇居住点分散，污水源分布点多量少，城镇级污水厂的规模多 低于10000吨/日。目前国内大中型城市污水处理厂经常采用的处理技术有传统 活性污泥法、A2/O 、SBR 、氧化沟等，如果以这些技术建设小城镇污水处理厂 会造成由于居高不下的运行费用，无法正常运行。必须针对小城镇的特点采用投 资省，运行费用低，技术稳定可靠，操作与管理相对简单的工艺。 工艺流程 工艺特点 ① 采用SNP 特种悬浮型生物填料，系统污泥浓度高，停留时间短。 ② 厌氧生物滤池：能耗低，为活性污泥法的十分之一，产泥量很少。 ③ 好氧生物滤池：停留时间短，保证出水达标。 ④ 所有设备可以采用利浦罐或拼装钢结构，具有施工周期短，投资低，占 地 节约，外观美观的特点。 ⑤ 处理效果好，运行稳定，占地较小，操作管理简单，运行灵活性强。 ⑥ 低投资，低运行费，尤其适合于规模低于 2000?10000吨/日以下的小城 镇污水处理厂。 ⑦ 维修检修工作量低，需要运行操作人员的要求相对也较低。 应用范围 2000?10000吨/日以下的小城镇污水处理厂 二、A2/O 工艺 亦称A-A-0工艺，是英文Anaerobic-Anoxic-Oxic 第一个字母的简称（生物脱氮除磷） 按实质意义来说，本工艺称为厌氧 -缺氧-好氧法，生物脱氮除磷工艺的简称。 A2/O 工艺是流程最简单，应用最广泛的脱氮除磷工艺。污水首先进入厌氧池，兼性厌 氧菌将污水中的易降解有机物转化成 VFAs 。回流污泥带入的聚磷菌将体内的聚磷分解，此 为释磷，所释放的能量一部分可供好氧的聚磷菌在厌氧环境下维持生存， 另一部分供聚磷菌 主动吸收VFAs ，并在体内储存PHB 。进入缺氧区，反硝化细菌就利用混合液回流带入的硝 酸盐及进水中的有机物进行反硝化脱氮， 接着进入好氧区，聚磷菌除了吸收利用污水中残留 的易降解BOD 夕卜，主要分解体内储存的 PHB 产生能量供自身生长繁殖，并主动吸收环境 中的溶解磷，此为吸磷，以聚磷的形式在体内储存。污水经厌氧，缺氧区，有机物分别被聚 磷菌和反硝化细菌利用后浓度已很低，有利于自养的硝化菌的生长繁殖。最后，混合液进 入沉淀池，进行泥水分离，上清液作为处理水排放，沉淀污泥的一部风回流厌氧池，另一部 分作为剩余污泥排放。 本工艺在系统上可以称为最简单的同步脱氮除磷工艺， 总的水力停留时间少于其他同类 工艺。而且在厌氧-缺氧-好养交替运行条件下，不易发生污泥膨胀。 排放 好氧生物濾池 二沅池 T I ________ 歉京污泥 -細O 生物滤:池处理工艺泥程-
五种典型的工艺 （1）间歇活性污泥法（SBR） 间歇活性污泥法也称序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor-SBR），它由个或多个SBR池组成，运行时，废水分批进入池中，依次经历5个独立阶段，即进水、反应、沉淀、排水和闲置。进水及排水用水位控制，反应及沉淀用时间控制，一个运行周期的时间依负荷及出水要求而异，一般为4～12h，其中反应占40％，有效池容积为周期内进水量与所需污泥体积之和。 比连续流法反应速度快，处理效率高，耐负荷冲击的能力强；由于底物浓度高，浓度梯度也大，交替出现缺氧、好氧状态，能抑制专性好氧菌的过量繁殖，有利于生物脱氮除磷，又由于泥龄较短，丝状菌不可能成为优势，因此，污泥不易膨胀；与连续流方法相比，SBR法流程短、装置结构简单，当水量较小时，只需一个间歇反应器，不需要设专门沉淀池和调节池，不需要污泥回流，运行费用低。 (2) 吸附再生(接触稳定)法 这种方式充分利用活性污泥的初期去除能力，在较短的时间里(10～40min)，通过吸附去除废水中悬浮的和胶态的有机物，再通过液固分离，废水即获得净化，BOD5可去除85％～90％左右。吸附饱和的活性污泥中，一部分需要回流的，引入再生池进一步氧化分解，恢复其活性；另一部分剩余污泥不经氧化分解即排入污泥处理系统。 分别在两池(吸附池和再生他)或在同一池的两段进行。它适应负荷冲击的能力强，还可省去初次沉淀池。主要优点是可以大大节省基建投资，最适于处理含悬浮和胶体物质较多的废水，如制革废水、焦化废水等，工艺灵活。但由于吸附时间较短，处理效率不及传统法的高。（3）氧化沟 氧化沟是延时曝气法的一种特殊型式，它的平面象跑道，沟槽中设置两个曝气转刷（盘），也有用表面曝气机、射流器或提升管式曝气装置的。曝气设备工作时，推动沟液迅速流动，实现供氧和搅拌作用。 与普通曝气法相比，氧化沟具有基建投资省，维护管理容易，处理效果稳定，出水水质好，污泥产量少，还有较好的脱N、P作用，适应负荷冲击能力强等优点。 （4）连续进水周期循环延时曝气活性污泥法（ICEAS） ICEAS反应器前部设有预反应区（占池容积的10%）。反应池由预反应区和主反应区组成，并实现连续进水，间歇排水。预反应区一般处在厌氧和缺氧状态，有机物在此被活性污泥吸附，该区还具有生物选择作用，抑制丝状菌生长，防止污泥膨胀。被吸附的有机物在主反应区内被活性污泥氧化分解。 反应连续进水，解决了来水与间歇进水不匹配的矛盾。但该工艺沉淀效果较差、净化效果变差，易发生污泥膨胀，污泥负荷较低，反应时间长，设备容积增大，投资较大。 （5）生物脱氮除磷工艺（A/A/O） 污水首先进入厌氧池与回流污泥混合，在兼性厌氧发酵菌的作用下，废水中易生物降解的大分子有机物转化为聚磷菌可以吸收小分子有机物（如VFA），并以PHB的形式贮存在体内，其所需的能量来自聚磷链的分解。随后，废水进入缺氧区，反硝化细菌利用废水中的有机基质对随回流混合液带入的NO3- 进行反硝化。废水进入好氧池时，废水中有机物的浓度较低，聚磷菌主要是通过分解体内的PHB而获得能量，供细菌增殖，同时将周围环境中的溶解性磷吸收到体内，并以聚磷链的形式贮存起来，随后以剩余污泥的形式排出系统。系统中好氧区的有机物浓度较低，正有利于该区中自养硝化菌的生长。 厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类的微生物菌群的有机配合，能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能；工艺简单，水力停留时间较短；SVI一般小于100，不会发生污泥膨胀；污泥中磷含量高，一般为 2.5%以上；厌氧-缺氧池只需轻缓搅拌，使之混合，而以
中国工业循环水处理药剂行业规模现状及未来发展前景 工业循环水用水处理药剂主要是指用于工业循环水处理的化学药剂，主要是为工业企业的生产起到节水、节能、减少废水排放的作用。同时还可对生产装置起到减少结垢和腐蚀、减少污泥附着，提高运行效果，延长设备使用寿命的作用。随着现代工业的快速发展，水资源的需求量在不断增多，面对全球及国内水资源紧缺这一紧张情况，国家大力提倡循环经济，促进节能减排。在此背景下，工业循环水用水处理药剂产业将会得到快速发展。 1、定义及分类 工业循环水用水处理药剂是指用于工业循环水水处理的化学药剂。工业用水在循环使用之后，水中的Ca2+、Mg2+、Cl-、SO42-等离子，溶解固体和悬浮物相应增加，空气中污染物如灰尘、杂物、可溶性气体以及换热器物料泄露等，均可进入循环水，使循环水系统中的设备和管道腐蚀、结垢，造成换热器传热效率降低，过水断面减少，甚至使设备管道腐蚀穿孔。工业循环水用水处理药剂的主要作用是保证冷却水塔、冷水机台等设备处于最佳的运行状态，控制微生物菌群的繁殖、抑制水垢的产生、预防管道设备的腐蚀。达到降低能耗、延长设备的使用寿命的目的。工业循环水用水处理使用的水处理药剂主要有阻垢剂、缓蚀剂、杀菌灭藻剂、清洗剂、预膜剂等。 2、全球市场规模 从全球工业循环水用水处理药剂市场供求情况来看，目前发达国家国内市场已基本趋于饱和并转向大量出口，而发展中国家的需求量则呈现高速增长的态势，增速远超过美国、欧洲3%～4%的增长率。截止2010年，全球工业循环水用水处理药剂市场规模达到1342亿元，同比增长7.82个百分点，预计未来几年全球工业循环水用水处理药剂市场将保持3%左右的速度增长。2007年-2016年全球工业循环水用水处理药剂市场规模见图1。 3、中国工业市场规模 2010年，我国工业循环水用水处理药剂市场规模达到56.35亿元，同比增长10.45个百分点。预计未来几年随着我国经济的持续稳步增长及环保要求的日益严格，工业循环水用水处理药剂市场仍将保持6%以上的速度增长，2016年，其市场规模将达到86.80亿元。