第四章 混凝-接触好氧工艺对印染综合废水的处理研究
生物接触好氧工艺在上世纪60年代兴起而逐渐得到推广，在日本、美国等水处理技术较发达的国家已得到了全面的应用，我国在70年代开始深入研究生物接触好氧技术，目前接触好氧工艺已广泛应用于各个水处理领域，在废水治理中多与厌氧工艺联用，生物接触氧化法是活性污泥与生物膜法的组合工艺，亦属于好氧生物膜法技术之一，它是从传统曝气活性污泥法改良的，在池体内填充亲水性弹性纤维填料，当废水沿流程流过填料表面时，在填料表面会逐渐形成一层薄薄的生物膜，从而使好氧微生物能够附着于填料表面。生物接触好氧工艺具有丰富的生物量，由于其具有生物滤池的特点，所以不易发生污泥膨胀与污泥上浮等现象。
由于接触好氧工艺同时具有活性污泥与生物膜法的特点，因此可用于处理含溶解性有机物及含悬浮性固体颗粒物的废水。目前在印染废水治理中，接触好氧工艺亦是常用的处理工艺之一。 接触好氧工艺从结构上来看，是将亲水性填料沿流程浸没于水中，填料表面具有丰富的生物膜，污染物随水流流经填料表面会被截留于生物膜表面；在池体内由于曝气的扰动作用使池体内的活性污泥与污染物充分混合，从空间上形成巨大的生物网，能高效去除废水中的污染物；此外，接触好氧工艺还具有容积负荷高、水力停留时间较短、动力消耗较小等特点[82].
本研究采用混凝-接触好氧组合工艺为二级处理单元，在兼氧接触氧化预处理工艺的基础上，进一步去除废水中的污染物。该纺织印染企业原有的接触好氧单元处理效果较差，水力停留时间远大于其设计停留时间，于此在接触好氧工艺的基础上增加混凝沉淀处理单元，利用混凝沉淀方法去除废水中部分胶体类有机污染物，保证接触好氧进水负荷较低，提高接触好氧单元的处理效果。
4.1 接触好氧工艺的启动方法
4.1.1 接触好氧工艺的启动
本研究中接触好氧工艺仍采用诱变育种法为启动方法，与兼氧接触氧化工艺类似，先加入活性污泥后，通过培菌增殖、诱变驯化获得适合试验废水的优势菌种并使其大量增殖。以 COD 为主要指标，并结合观察填料生物膜生长情况，考察挂膜及驯化培养效果。本研究接触好氧工艺与兼氧预处理工艺同时进行培养驯化，因此本研究在启动期间进水主要为兼氧微生物培养阶段的兼氧池出水。
4.1.1.1 污泥接种本研究接触好氧工艺仍以本现有污水处理厂二级沉淀池中的好氧生化污泥为接种污泥，按10%的池体容积加入到接触好氧池中，每天加入面粉等营养物，前三天需进行闷曝，以恢复接种污泥的活性与增加污泥浓度。待接种污泥恢复活性后，逐渐加入兼氧池出水，并控制接触好氧的气水比为6:1~8:1,使溶解氧为2~4mg/L.
4.1.1.2 驯化培养经过三天的闷曝操作后，接种污泥活性得到恢复，开始加入兼氧池出水，并适量地减少面粉的加入量，使接触好氧池中的微生物逐渐适应兼氧池出水，经一周后停止加入面粉，并逐渐增大废水的进水量及调整污泥的回流量，驯化培养分三阶段实施，第一阶段控制进水量，以满负荷10%的水量为进水量，并每天增加5~10%的水量，直到水量达到满负荷的50%,回流比为25%,溶解氧维持在3~4mg/L;第二阶段控制进水量为满负荷的50%,维持一段时间，并将回流比逐渐降低至10%;第三阶段进水量逐渐增加并维持在满负荷的75%左右，维持一段时间，回流比为10%;启动期间考察接触好氧工艺对废水中污染物的去除效果及废水pH值的变化情况。
4.1.2 启动期间接触好氧单元 pH 值变化情况
微生物的新陈代谢活动与废水环境的酸碱度具有密切关系，在适宜的 pH 值下，微生物才能正常的完成代谢活动。pH 值是生物处理的影响因素之一，其主要影响微生物菌体的新陈代谢活性及基质的利用速率，以及微生物的细胞结构。不同种属的微生物所需的 pH 值不同，但一般来讲，用于废水处理的微生物最适宜 pH 介于 6.5~8.0 之间。
图 4-1 为启动期间接触好氧池中 pH 值的变化情况。接触好氧的培养与驯化与兼氧预处理系统同时进行，即好氧池进水为经兼氧接触氧化预处理后的出水。可以看到，在好氧微生物培养驯化期间，进水 pH 值维持在 8.0~9.0 之间，随着启动时间的延长，进水量逐渐增加，进水的 pH 值亦不断增加，尽管好氧池中 pH 值随着进水量亦逐渐增加，但好氧池中 pH 值则比进水稍低，pH 值范围 7.5~8.0.微生物对于废水的 pH 值均有一定的调节作用，郭茂新[40]
等在应用兼氧接触氧化工艺处理纺织印染废水时亦发现，该工艺能一定程度的降低废水的 pH 值。此外若接触好氧池中可能含有硝化细菌，该细菌在氧化氨氮时亦会消耗废水中的碱度，生成氢离子和硝酸盐氮，从而降低了好氧池的 pH 值。【1】
4.1.3 启动期间接触好氧对废水 COD 的去除情况
启动期间接触好氧工艺对废水COD的去除情况如图4-2所示，可以看到，在第一阶段，经接触好氧单元处理后出水COD较低，这与兼氧接触氧化单元启动相似，主要是以面粉为营养物质，因此好氧微生物的代谢活动较快，这阶段主要是接种污泥的活性恢复期，主要是恢复微生物活性及增加生物量。随着进水量的逐渐增加，好氧池出水COD逐渐升高，在第二阶段时保持进水量为满负荷的50%,在此阶段好氧池进水为400mg/L以上，最高达526mg/L,此时好氧微生物的主要营养物质为废水中可生化有机物，出水COD在200mg/L以上，COD去除率为40.7~54.4%,COD去除效果较好；进水量继续增加至满负荷的75%,此阶段出水COD随进水COD增加，出水COD已高于300mg/L,说明该废水的可生化性一般，COD去除率在35%左右；到第34天，出水COD为338.0mg/L,COD去除率为33.59%,意味着好氧池启动完成。【2】
4.2 混凝处理工艺研究
本中试印染综合废水 SS 含量较大，废水中含有大量的染料、助剂等难生物降解有机物，废水的可生化性差，处理难度大，仅采用全生化处理工艺难以保证出水达标。在接触好氧启动期间发现，仅接触好氧工艺处理后出水 COD 仍有 300mg/L 以上，难以满足后续深度处理的进水要求，若直接进入深度处理系统，由于进水负荷较大，必然导致出水难以达标，更可能导致后续深度处理系统堵塞等麻烦。
因此，本研究在接触好氧工艺前增设混凝沉淀单元，通过物化混凝一方面可通过絮凝剂的水解作用，消耗废水中的碱度，保证后续生物处理单元进水 pH 值适合微生物的生长与代谢；另一方面，能有效去除废水中的胶体类物质，并吸附去除废水中部分难生物降解有机物，降低接触好氧单元的进水负荷，保证后续生物处理出水稳定达标。
4.2.1 混凝工艺机理
废水中含有无法通过生物降解或吸附去除的不溶性悬浮固体颗粒物或溶解性胶体物质，这部分物质必须采用外部加入化学药剂的方法，通过物理化学手段使其去除。混凝法是最常用的物理化学方法之一，该法即往水体中加入混凝剂，破坏这些物质的稳定分散系，使其失稳后凝聚在一起，形成密度较大的絮凝体，最终通过重力沉降等方法从废水中有效分离。实际上，混凝包括两个过程，即凝聚和絮凝，前者是指外加化学药剂使目标污染物失稳而凝聚成微絮粒的过程，后者是指微细颗粒物通过吸附、卷扫、网捕等作用而被截留形成更大的絮体的过程[83].混凝剂对废水中胶体物质的脱稳方式各不相同，主要包括四种胶体脱稳机理[84]:
（1）压缩双电层作用：通过往水体中投加使胶体凝聚的电解质，增加废水中与胶粒上反离子电性一致的离子浓度，由于浓度的增加致使电解质与胶体物质互相挤压，当粒子间的范德华力大于静电斥力时，电解质就能突破胶体周围的反离子而挤压到胶粒周围，最终使胶体物质脱稳而形成密度更大的絮凝体。
（2）吸附电中和作用：当往废水中加入与胶粒表面电荷异号的电解质时，由于胶粒表面对异号离子、胶粒和带异号电荷的高分子物质有强烈的吸附作用，从而与电解质互相吸附。由于这种强烈的吸附作用，胶粒表面的电荷与电解质的电荷发生部分或全部的电性中和，弱化了胶粒之间的静电斥力，导致胶粒互相凝聚形成絮凝体。
（3）吸附架桥作用：不带电或带与胶粒表面同号电荷的链式高分子物质与胶粒之间亦存在吸附作用，当高分子链的一端与胶粒互相吸附后，另一端与另一胶粒互相吸附，而链式高分子物质则成为胶粒与胶粒之间的吸附桥梁，这就是吸附架桥作用。
（4）网捕卷扫作用：如铝盐或铁盐混凝剂等，当往废水中加入量很大时，会形成大量的氢氧化物沉淀，这些氢氧化物沉淀时可以网捕、卷扫废水中的胶粒，从而通过沉淀从废水中分离出胶体物质，网捕卷扫作用是一种机械作用，混凝剂的投加量与废水中污染物的浓度成一定的反相关，即废水中的污染物较多时投加量较少，但不同的混凝剂效果不一样，具体要通过试验验证。
4.2.2 试验混凝剂的概述
本研究选取四种混凝剂进行对比试验，通过试验结果选取药剂成本较低、处理效果较好的混凝剂，本次选取的四种混凝剂，其中包括两种常用的无机混凝剂，分别是七水合硫酸亚铁（FeSO4·7H2O）和聚合氯化铝（PAC）；以及该企业处理废水常用的混凝剂净水剂，其主要成分是废酸及氯化铁（FeCl3），还有一种是具有高效脱色性能的高分子有机絮凝剂。
FeSO4·7H2O是目前在水处理中最常用的铁盐混凝剂之一，也是目前在废水处理领域中价格最低的混凝剂，FeSO4·7H2O与PAC等不同，其相对分子量较小，因此主要是通过电性中和等作用与带负电荷的污染物结合。FeSO4·7H2O由于其亚铁离子属于溶解度较高的离子，因此在废水处理时，部分溶解于废水中的亚铁离子亦会被空气或带氧化性的物质氧化，使处理后的出水出现“返红现象”.本次混凝试验中使用的FeSO4·7H2O为分析纯，密度为1.898g/cm3,熔点在64℃。FeSO4·7H2O极易溶于水中，在试验中均配成溶液进行试验。
PAC又称碱式氯化铝，化学式为（Al2（OH）nCl6-n），是目前国内外常用的混凝剂之一。
与硫酸亚铁不同，PAC是一种无机聚合物，相对分子量较大，且其金属离子价态较多，能吸附废水中带负电荷的溶解性或不溶性物质，因而在废水中体现出良好的吸附性能；且由于其自身的吸附能力较大，因此在某些废水处理场合中体现出更好的混凝沉淀性能。PAC在废水中的混凝反应机理是AlCl3经水解作用生成大量的Al（OH）3的中间产物，这些产物通过电性中和、架桥等作用使胶体物质失稳，形成更大的絮凝体，而这些絮凝体在沉降时亦会通过网捕卷扫作用进一步去除废水中的细小颗粒物。
净水剂是目前该纺织印染企业常用的水处理药剂，其主要成分是废酸及FeCl3,因此该药剂酸性较强，能降低废水pH值，为后续生物处理提供合适的生理环境；高效絮凝剂是属于高分子有机絮凝剂的一种，高分子有机絮凝剂与无机絮凝剂不同，其混凝机理主要为吸附架桥及网罗卷扫作用，在混凝过程中往往需添加聚丙烯酰胺（PAM）助凝剂，通过PAM的电性作用进一步使胶体物质脱稳而凝聚在一起，形成较大的絮凝体。由于高分子有机絮凝剂相对分子质量较大，达到几百万或千万级，因此其吸附架桥与网罗卷扫作用也得到了进一步的强化。
本试验废水经兼氧接触氧化预处理后pH值为8.0~9.0之间，能勉强达到接触好氧单元的进水pH值要求。在絮凝反应中，由于混凝剂的水解作用可降低废水pH值，有利于为后续生物处理单元营造合适的pH环境，因此本研究不调节试验废水的pH值，只利用混凝剂在混凝过程中的水解作用自动调节pH值。本试验分两部分实施，首先通过混凝处理试验选取一种效果较好，药剂成本较低的混凝剂，然后通过混凝剂组合处理实验，进一步降低药剂投加量，减少物化污泥的产生量，从而降低二次污染的风险。
4.2.3 混凝处理试验
4.2.3.1 投加量对废水COD的去除影响如图4-1所示为四种混凝剂不同投加量对废水COD的去除影响，由图可知，四种混凝剂对COD的去除效果随着其投加量的增加而逐渐增强，而随着投加量继续增加，混凝剂对废水COD的去除效果增强逐渐变弱。这是因为当往废水中加入适量的絮凝剂时，能通过吸附架桥与网捕卷扫作用，破坏废水中胶体的稳定性，凝聚成较大的絮凝体而通过沉降分离去除，此时继续增加絮凝剂的投加量，尽管能去除剩余的胶体物质，但需投加更多的絮凝剂，若絮凝剂投加量过大，超过了絮凝时合适的等电点，过多的絮凝剂导致原来已经脱稳的胶体重新稳定而形成新的胶体。
从图上还可以看到，四种混凝剂中高效絮凝剂对COD去除效果最好，其次是FeSO4·7H2O及PAC,最差的是净水剂。当药剂投加量为0.1g/L时，高效絮凝剂、FeSO4·7H2O、PAC及净水剂对废水COD的去除率分别为35.2%、15.2%、13.4%、3.34%,PAC和FeSO4·7H2O对废水COD的去除效果接近；当药剂投加量为0.5g/L时，高效絮凝剂、FeSO4·7H2O、PAC及净水剂的COD去除率分别为59.7%、38.4%、29.3%、9.63%,此时FeSO4·7H2O对废水COD的去除效果比PAC好。PAC与FeSO4·7H2O都属于无机混凝剂，从处理效果上看，随着投加量的增加，FeSO4·7H2O体现出更好的COD去除效果。这可能是因为PAC同时具备电性中和、吸附架桥及网捕卷扫作用，但PAC由于水解作用产生大量的Al（OH）3絮体，此时PAC更偏向于吸附架桥与网捕卷扫作用；而FeSO4·7H2O主要依赖于亚铁离子的电性，当FeSO4·7H2O溶解于废水时，大量的亚铁离子形成而由于静电作用，导致废水中的胶体物质脱稳而凝聚在一起。净水剂处理废水COD的效果最差，其成分较复杂，在试验期间发现，这种净水剂中含有一定的油分，可能是由于净水剂是用酸洗铁制品表面而形成的副产物，油分也有可能增加废水COD,因此对COD的去除效果不理想。
从处理效果来看，高效絮凝剂对废水COD去除效果最好，但由于高分子有机絮凝剂成本较高，实际上大多数高分子有机絮凝剂的投加量远低于无机混凝剂，在中试期间亦尝试使用低剂量高效絮凝剂，但处理效果较差；FeSO4·7H2O是目前水处理领域中价格最便宜的混凝剂，处理效果较好，综合混凝试验效果及药剂成本等分析，优先选取FeSO4·7H2O为此次中试的混凝剂，投加量控制为0.5g/L以上。
4.2.3.2 投加量对废水pH值的影响【3】
图4-4为四种混凝剂在不同投加量下对废水pH值的影响，可以看到，投加量0.1~0.5g/L时，PAC对pH值的影响最小，其次是高效絮凝剂和净水剂，FeSO4·7H2O影响最大；投加量大于0.5g/L时，高效絮凝剂对pH值的影响最小。
这是因为当PAC投加到废水中时，由于其水解作用而生成一系列的络合物，Al3+首先会生成Al（OH）2+、Al（OH）2+和AlO2-等一系列的单核络合物，这些单核络合物会进一步缩合为多核络合物Aln（OH）m（3n-m）+（n>1,m≤3）。FeSO4·7H2O的情况类似于PAC,在废水中亦会发生强烈的水解反应，形成长线多核羟基聚合物，如Fe7（OH）1110+、Fe9（OH）207+和Fe12（OH）342+等物质。混凝剂对废水pH值影响的差异与混凝剂的主要成分及混凝剂的水解度与聚合度有关，Fe3+水解常数为2.5×10-3,Al3+水解常数为1.05×10-5,因此FeSO4·7H2O比PAC更容易水解，因此降低pH的效果亦较PAC明显[85].净水剂pH值下降不如FeSO4·7H2O,这可能是由于净水剂中主要成分是废酸与FeCl3,铁含量不如FeSO4·7H2O,因此在加入到废水中时，铁离子在水解时消耗的碱度难以进一步降低废水中的pH值，而废酸对pH值的贡献主要是氢离子浓度，废水中存在的胶体物质亦有调节pH的作用，因此废酸对pH值的调节作用亦不明显。此外，高效絮凝剂属于高分子有机化合物，其混凝机理与无机金属盐混凝剂不同，主要以网捕卷扫等作用实现污染物的去除。经FeSO4·7H2O调节后废水pH值为7.5~8.5,满足后续生物处理进水要求。
4.2.4 混凝剂组合处理试验
由混凝处理试验的结果可知，FeSO4·7H2O对废水COD的处理效果次于高效絮凝剂，且药剂成本也相对较低，但仅使用FeSO4·7H2O作为本试验的混凝剂，若要取得较好的效果所需的投加量较大，投加量为0.8g/L时COD去除率约50%.此外，FeSO4·7H2O在废水处理中会存在“返红”现象，这主要是因为FeSO4·7H2O溶解于废水后，经水解作用后形成Fe（OH）2和Fe（OH）3,由于Fe（OH）2的溶度积为1×10-15,Fe（OH）3的溶度积为3.2×10-38,两者的溶度积差别很大，因此Fe（OH）2必然会被空气氧化为Fe（OH）3,导致“返红现象”[86].为此，本试验采用FeSO4·7H2O与高效絮凝剂及过氧化氢（H2O2）互配，探究其混凝剂组合对废水COD的去除效果。
本试验原水为兼氧池某时期出水，出水COD及pH值分别为518mg/L、7.90.如表4-1所示，FeSO4·7H2O与高效絮凝剂或H2O2组合后，对COD的去除效果均很接近。选取FeSO4·7H2O投加量为500mg/L,分别加入0.056、0.11、0.22mg/L的H2O2（分析纯，密度为1.11g/cm3,有效成分30%），其COD去除率分别为40.17、43.28、49.22%.选取FeSO4·7H2O投加量为800mg/L,分别加入5、10、20mg/L高效絮凝剂，其COD去除率分别为40.2、41.1、47.5%.由表可见，FeSO4·7H2O与H2O2的组合对废水COD的去除效果稍优，随着H2O2的投加量逐渐增大，对废水COD的去除率逐渐增加，这是因为，此时主要是利用类Fenton的反应原理，加入过量的FeSO4·7H2O与少量的H2O2,促进Fe2+氧化为Fe3+,同时也能产生少量的羟基自由基去除废水中的有机物质，Fe3+混凝沉淀效果优于Fe2+,从而增强其水解作用，消耗废水中的碱度，使胶体物质随Fe（OH）3沉降分离，并使废水的pH值降低幅度更大，也能减轻“返色现象”对废水色度的影响。【4】
4.3 混凝-接触好氧工艺对废水的处理研究
4.3.1 混凝-接触好氧工艺对废水 COD 的去除效果【5】
本试验水力停留时间是按照接触好氧池的有效容积根据进水流量换算所得，实际上为接触好氧池水力停留时间。图4-5为不同停留时间与进水负荷下混凝-接触好氧组合工艺对废水COD的去除效果，由图可得，混凝-接触好氧组合工艺对废水COD的去除效果较好，随着水力停留时间的增加，其出水COD是先下降后逐渐稳定。当水力停留时间为7.58和8.57h时，尽管出水COD随着进水负荷而下降，然而出水COD仍受进水负荷影响较大。此时，混凝-接触好氧组合工艺进水负荷为1290~1865gCOD/（m3·d），出水COD均在200mg/L以上，COD去除率为31.3~60.0%,出水COD最高时为287.0mg/L.这可能是因为水力停留时间较低时，导致混凝反应时间太短，不足以去除兼氧池出水中的有机污染物，且较短的停留时间也不利于物化污泥的沉降，有可能随水流携带至后续生物处理系统；此外，接触好氧池对废水COD的处理效果很大程度受兼氧池处理效果的约束，当兼氧池处理效果较差时亦会影响到后续的生物处理系统。
当水力停留时间大于9.81h,混凝-接触好氧组合工艺处理效果逐渐稳定，尽管进水负 荷 由 1119gCOD/（m3·d） 逐 渐 下 降 到 580gCOD/（m3·d） , 但 出 水 COD 稳 定 维 持 在150~180mg/L,COD去除率为50%~60%之间。这是因为当组合工艺的水力停留时间较合适时，COD的去除效果达到最优，尽管逐渐增加水力停留时间，进水负荷逐渐下降，由于废水可生化性的限制，剩余污染物难以进一步降解，因此接触好氧工艺出水COD只能维持在合适的范围。图4-6为不同水力停留时间对混凝-接触好氧组合工艺平均出水COD的影响，每个水力停留时间连续进出水6天，测得COD值取平均值。可以看到，水力停留时间在7.58和8.57h时，平均出水COD较高，分别为261.3、237.5mg/L,这可能是受兼氧池处理效果影响，导致出水较高。水力停留时间为9.81h时，出水COD为172.2mg/L,因此综合考虑，是混凝-接触好氧组合工艺最佳水力停留时间为9.81h.
4.3.2 混凝-接触好氧工艺对氨氮的去除情况
图4-7是最佳水力停留时间下，混凝-接触好氧组合工艺对氨氮的去除效果。由图可知，接触好氧单元对NH3-N去除具有显着的效果，进水NH3-N波动较大，在7.5~18mg/L之间，经接触好氧单元处理后出水NH3-N为2~6mg/L,NH3-N去除率均大于60%.从图上还可以看到，在运行期间的前9天，进水NH3-N大于14mg/L,出水NH3-N大于2mg/L,NH3-N去除率为65%以上，最高时为90.82%;在第10~20天，进水NH3-N为14mg/L左右，此时出水NH3-N基本保持在2mg/L左右，NH3-N去除率最高时为88.62%.接触好氧单元对废水中NH3-N去除效果较好，说明了接触好氧池中存在硝化细菌，氨氧化的行为主要由硝化细菌执行，由于该废水通过混凝沉淀后，pH值降至7.0左右，且进水氨氮较低，因此主要以生物氨氧化作用为主[87-89].
4.3.3 混凝-接触好氧工艺对色度及 SS 的去除情况【6】
如表4-2所示，在接触好氧工艺前增设混凝沉淀有利于提升废水对COD的去除效果，与启动期间的接触好氧相比，采用混凝-接触好氧组合工艺后出水COD均在200mg/L以内，废水COD的去除效果优于单位已有的接触好氧工艺。混凝-接触好氧工艺对于废水的色度去除率较低，这可能是因为混凝沉淀单元所采用FeSO4·7H2O,尽管在混凝过程中加入H2O2使废水中溶解性亚铁离子减少，但废水中仍含部分的亚铁离子，其“返红现象”对废水色度亦有影响。BAF对进水SS的水质要求，根据国内外研究可知，BAF进水SS一般不高于100mg/L,最好控制在60mg/L以内[90].印染综合废水的SS经兼氧接触氧化预处理后维持在50~105mg/L,但不能较好地满足BAF进水SS的要求，但经过混凝-接触好氧工艺处理后出水SS能保证在30mg/L左右，不易造成BAF填料堵塞。
4.4 本章小结
（1）本试验废水可生化性较差，启动期间仅接触好氧工艺对废水COD的去除效果较差，出水COD已高于300mg/L,COD去除率在35%左右，不足以满足深度处理进水水质要求，本试验采用混凝-接触好氧组合工艺，在接触好氧单元前增设混凝沉淀单元，经组合处理后接触好氧单元出水水质得到保证，出水COD低于200mg/L,混凝-接触好氧组合工艺能有效去除污染物，适合作为本中试二级处理工艺。
（2）本试验通过混凝处理试验选取合适的混凝剂，通过试验对比PAC、FeSO4·7H2O、高效絮凝剂及净水剂对COD的处理效果，结果发现高效絮凝剂对COD的去除效果最优、其次是FeSO4·7H2O、PAC,效果最差的是净水剂，综合药剂成本及COD的去除效果，选取FeSO4·7H2O为合适的混凝剂，投加量为0.5~0.8g/L.通过混凝剂组合试验，最终选取FeSO4·7H2O和H2O2的组合为本中试的混凝剂，投加量分别为0.5g/L、0.22g/L.该混凝剂组合能有效去除废水中的COD,H2O2的氧化作用可有效削弱FeSO4·7H2O的“返红现象”.
（3）本试验考察不同停留时间（7.58~15.43h）混凝-接触好氧组合工艺对COD的去除效果。结果发现水力停留时间大于9.81h,混凝-接触好氧组合工艺处理效果逐渐稳定，进水负荷由1119gCOD/（m3·d）逐渐下降到580gCOD/（m3·d），出水COD仍能稳定维持在150~180mg/L,COD去除率为50%~60%,该工艺最佳水力停留时间为9.81h.在最佳水力停留时间下，接触好氧单元对NH3-N去除具有显着的效果，NH3-N去除率均大于60%.
在第1~9天，进水NH3-N大于14mg/L,出水NH3-N大于2mg/L,NH3-N去除率为65%以上，最高时为90.82%;在第10~20天，进水NH3-N为14mg/L左右，出水NH3-N基本保持在2mg/L左右，NH3-N去除率最高时为88.6%.混凝-接触好氧工艺对于废水的色度去除率较低，但对于废水中的SS去除效果较好，出水SS能保证在30mg/L左右。混凝-接触好氧组合工艺对兼氧接触氧化预处理出水进一步处理后，其出水水质满足深度处理进水要求。
