第一章 绪论
1.1 我国纺织印染产业发展现状
纺织印染产业作为我国重要的民生产业与国际竞争优势产业之一，在促进市场经济发展、提高就业率、促进和谐社会发展等方面发挥极其重要作用[1].“十一五”期间，纺织产业在积极应对国际金融危机所带来的冲击取得了丰硕的成就。2010年，全国规模以上的纺织企业工业生产总值达47650亿元，年均增长18.2%,创造利润总额2875亿元，年均增长27.7%[1].印染产业虽然受到国际金融危机的影响，但在“十一五”期间仍逐年保持一定的增长速度，规模逐渐扩大，至2010年，印染产业规模以上总利润约为126.78亿元[2].节能减排是纺织印染产业“十一五”的重点任务之一，印染产业在节能、节水及污染物控制方面取得一定成效，2005年至2010年，染布用水中新鲜水用水量节省了37%,从4吨/百米下降到2.5吨/百米，生产回用水水量从7%提高到15%,染布综合能耗下降15%[1].
尽管纺织印染产业在节能减排上投入了大量人力物力，然而由于印染产业具有能耗大、耗水量大、废水排放量大等特点，随着社会经济的不断发展，水资源消耗量和废水排放量仍然高企，印染废水占全国工业废水排放总量仍持续增加，已成为我国的重点污染源之一[3].
1.2 印染废水特征
纺织印染产业是传统工业用水大户，用水量与排水量大。尤其是我国沿海地区，纺织印染产业随着经济与技术的发展而发展，而对环境污染造成的危害更严重。印染废水主要是指棉、毛、化纤等纺织工艺品在预处理、染色、印花和整理过程中所产生的有机物、盐类、油脂及加工过程中所添加的各种浆料、染料、助剂等的总体。由于染色阶段废水排放量大，因此印染废水水量主要来自染色阶段，而印染废水的 COD 主要来源则是预处理阶段的退浆废水[4].印染废水还包括煮练、漂白、丝光、印花、皂洗和整理废水等。其特征可概括为以下几点[5-7]:
（1）排放水量大。纺织印染产业是典型工业废水用水大户，据不完全资料统计，其中全国印染厂每年排放废水约 6.5×108t,占纺织工业废水量 80%.
（2）色度大、有机物含量高。染色加工过程中往往会残留大量染料进入废水，导致废水色度大，印染废水的色度通常为500-1000倍，有的印染废水色度甚至高达4000倍以上。印染废水的COD通常为800~1200mg/L,碱减量废水COD可高达106mg/L.
（3）水质多变，成分复杂。印染废水中含有不同种类的染料、助剂及表面活性剂，在纺织印染生产时期亦因不同生产需求而使用不同的染料和助剂，因而不同时期印染废水呈现出成分复杂多变，水质变化大等特性。
（4）碱度高，温度变化大。纺织印染生产过程中需要加碱和盐调节pH值，因此印染废水一般呈碱性，pH值在9-11之间，有时会高达12.印染废水温度可高达30~40℃，在进入调节池前印染废水温度可达50℃以上。
（5）可生化性差。印染废水可生化性差，B/C值通常低于0.2,而印染助剂如聚乙烯醇（PVA）等是难生物降解有机物，废水所含助剂的百分比越高，可生化性越差。此外，废水中还含有大量高分子有机化合物，抑制微生物的降解速率，甚至对微生物具有毒性作用，因此往往需要经过混凝预处理后再进行后续的生物处理，但污泥量较大，也容易造成二次污染。
鉴于印染废水的上述特征，印染废水的处理已受到国家重点关注，是国内公认的难处理有机废水之一。一般对于印染废水的处理主要以混凝、厌氧、好氧等方法串联的处理工艺，对于色度高的废水则通过次氯酸钠氧化脱色。常规处理工艺不仅药剂成本高，且产生大量的物化污泥，存在二次污染的风险。
1.3 印染废水的处理方法
近年来，随着纺织印染技术的进步，PVA浆料、新型助剂等难生化有机大分子化合物取代传统浆料助剂，导致印染废水的处理难度越来越大，采用单一的生化法或物理化学方法已难以使印染废水处理达标，原有的生物处理系统对其COD去除率下降到50%左右，而色度的去除用传统的脱色技术已不能满足。目前，国内外印染废水的处理方法主要以生化法为主，辅以物理化学方法与生化法串联并用[8, 9].
1.3.1 物理法
1.3.1.1 吸附法吸附法在水处理中应用颇为广泛，具有操作运行简便、基建投资较小等特点，是利用工业上常用的吸附剂与废水按比例混合，吸附去除废水中的溶解性污染物。
活性炭具有比表面积大、吸附能力强、来源广泛等特点，是目前废水处理行业中最常用的吸附剂之一。在实际运行中，活性炭主要采用间歇式的方式与废水按一定比例混合吸附，该法停留时间短、操作简便，去除污染物效果良好，尤其对废水中溶解性有机污染物去除效果良好。活性炭能有效去除印染废水中的阳离子染料、直接染料、酸性染料、活性染料等亲水性染料，但不能吸附水中的胶体疏水性染料[10].但是由于其成本较高，回收再生困难，因此主要用于废水的深度处理[11].此外由于活性炭具有比表面积大，吸附性能好等优点，在国内外亦有用活性炭作为催化剂或载体的改性，或作为生物载体附着生长微生物的相关研究[12-15].
目前，除活性炭以外，国内也有应用活性硅藻土、天然蒙脱石、煤渣等材料作为吸附剂处理印染废水，马万征[16]等人用活性硅藻土进行印染废水的静态吸附试验，经温度为500℃煅烧活化后的硅藻土，在pH为2,反应温度为50℃，投加量为0.06g/mL废水的条件下，经反应时间10min后色度去除率可达53.3%,COD去除率为62.1%.这种方法脱色效果较好，但产生泥量大，物化污泥处置难度较大。此外，国内外也有开展利用固体废弃物如木屑、秸秆等进行改性作为吸附剂的研究[17, 18].
1.3.1.2 膜分离法膜分离技术是从20世纪60年代在海水淡化领域大规模应用而发展起来的新型分离纯化技术。膜分离技术集分离、浓缩、提纯与净化等功能于一体，其具有设备简单、操作简便、无相变和化学变化，选择性高及能耗较低等特点，因此除在海水淡化领域外，其在电子、医药、食品等领域均也被广泛使用。膜分离技术在当今水处理领域中地位已占重要地位，是最常用的分离纯化技术之一[19].
膜分离技术是以半透膜为介质，借助压力梯度为推动力实现废水选择性地透过膜而实现废水的分离与纯化。水处理中常用的膜分离技术主要有微滤、超滤、纳滤和反渗透，这些膜分离技术的分离过程均是以压力梯度作为推动力，实现废水的分质处理和分流回用[20, 21].Chakraborty[22]等在用分子通量为400的纳滤膜处理由印染厂排出的含有活性黑和活性红染料的印染废水时，在最佳条件下，几乎能把两种染料完全截留，截留率分别为94%和92%,对COD的去除率也高达94%.也有以蒸汽压和电压作为推动力的膜分离技术，如膜蒸发与电渗析等。
目前膜分离技术在水处理中的运行成本较高，主要是由于半透膜容易受到污染物的堵塞与污染，对膜容易造成永久性的损伤，缩短膜的使用寿命。因此使用膜分离技术，需要进行定期的清洗与保养，甚至对半透膜进行更换[20].
1.3.2 化学法
1.3.2.1 混凝法混凝法因其工艺流程简单，操作管理方便，设备投资和占地面积小，因而是目前水处理领域中最常用的化学方法，也是水处理领域中最成熟的化学方法。混凝包含两个过程，分别是凝聚和絮凝。小颗粒及胶体因被压缩双电层的作用下而脱稳，这个过程称为凝聚；絮凝则是小颗粒与胶体被脱稳后，由于压缩双电层或吸附架桥等作用，使其凝聚成大颗粒从而在水中析出的过程。在实际工程中，混凝过程产生的大颗粒物质主要是通过沉淀或气浮的形式从废水中分离出来的。
在废水处理领域中常用的混凝剂大体上可分为有机混凝剂与无机混凝剂，无机混凝剂以铝盐和铁盐为主。其中铝盐混凝剂以聚合氯化铝最为常用。铁盐混凝剂则常采用聚合硫酸铁、三氯化铁和硫酸亚铁，硫酸亚铁由于价格最便宜而亦被广泛应用于废水的混凝处理。无机混凝剂受废水的污染物质浓度，pH值及水温等影响较大，使得需要增大投加量才能达到预期的混凝效果，此外无机混凝剂对于疏水性污染物的混凝效果较好，如某些疏水性染料，但对于亲水性染料则去除效果较差[23, 24].常用的有机混凝剂主要有阳离子型聚丙烯酰胺、聚胺等，有机混凝剂在pH适用范围上比无机混凝剂更广，但价格比无机混凝剂高。目前，国内外亦有推广适用复合无机混凝剂，如聚合氯化铝、聚合硫酸铝、聚合硫酸铁等，这些混凝剂价格相对有机混凝剂便宜，且适用性更强，在水处理和污泥脱水中被广泛使用。此外，近年来亦有兴起微生物絮凝剂的研究，其安全无毒、不会造成二次污染的特点，逐渐成为当今研究热点之一[25, 26].
1.3.2.2 电化学法电化学法从20世纪40年代开始在废水处理中逐渐被应用[27],其实质是直接或间接的利用电解作用，将废水中的大分子有机物或有毒污染物转化为小分子有机物或无毒低毒的物质。该方法具有装置简单，占地面积少，操作灵活简单且处理过程中可不添加任何氧化剂或絮凝剂，是印染废水有效处理方法之一。电化学方法主要包括内电解法，电絮凝与电气浮法，电化学氧化法、电渗析、电吸附法等[28].内电解法又称为微电解法，其中最常见的微电解法是铁炭法，铁屑与炭粉在经调节pH至酸性的废水中浸泡会形成无数个微小的原电池，污染物在原电池作用下发生氧化还原反应，此外还有电富集、吸附和絮凝作用，共同实现污染物的去除。电化学氧化法是指污染物直接在电场作用下被分解或被阳极产生的羟基自由基（·OH）等强氧化中间体氧化分解为无毒无害物质或小分子有机物的方法，但该方法会伴随着阳极析氧与阴极析氢等副反应，使得废水的pH值上升，抑制对废水的处理效果，因此需要通过选择合适的电极材料和电势来控制副反应的发生[28].电渗析属于膜分离技术的一种，它是将阴、阳离子交换膜交错排列在正负电场之间，并用特制的隔板隔开，在直流电场作用下，以电位差作为推动力利用离子选择性投过膜而实现污染物的分离、纯化、精致。电吸附法目前尚未广泛使用，它是将吸附剂的吸附作用与电化学技术的再生技术联用的一种水处理技术。电吸附法作为一种新型的电化学技术，其具有能耗较低，净化程度好，能有效去除难生物降解的有机污染物等特点而受到国内外的重视与研究。
电化学法虽然是灵活多变，造成二次污染较小的水处理技术之一，但在实际工程应用中仍难以被推广，需要克服其能耗及电极材料耗损等问题，需要寻找高效、寿命长、耗能低的新型电极材料[29].
1.3.3 生物法
生物法是通过人为营造合适的废水环境，强化微生物的新陈代谢作用，利用其吸附、水解、氧化、还原等一系列反应，对废水中难降解有机物去除或将其降解为无毒无害的物质的方法。与物化处理方法相比，生物法具有运行成本低、处理效果好、适应性较强等特点，因此目前水处理领域中最热门的水处理技术。与物理化学方法相比，生物法在实际工程中造成二次污染较少，因此是目前国内外研究的热门技术之一。生物法根据电子传递形式分为好氧、厌氧与兼氧等处理方法。
1.3.3.1 好氧生物处理方法好氧生物处理方法是指在废水处理过程中，通过对废水进行曝气，营造有氧环境供好氧微生物将对有机物进行氧化分解，一部分用于微生物的合成与生长，另一部分则分解为二氧化碳、水等无毒无害物质[30, 31].由于好氧微生物在富氧环境下生长代谢速度快，因此好氧法一般用于处理中低浓度的有机废水，在水处理中主要以活性污泥法、接触氧化法、生物膜法和氧化沟等形式运行。
目前已有报道，在印染废水处理中好氧微生物能通过共代谢还原来裂解偶氮染料和偶氮化合物并将其裂解产物作为唯一碳源[32].但是由于印染废水中的有毒物质和染料对细胞膜的渗透性具有一定的抑制作用，因此降低了好氧微生物对印染废水的处理效果，使得对印染废水COD与色度的去除不够彻底[33, 34].另外随着印染工艺的改革创新，一些新型的化学浆料如聚乙烯醇（PVA）、表面活性剂等逐渐代替传统的印染助剂，导致废水中的有机污染物浓度越来越高，一般COD可高达3000mg/L,增加了废水可生化降解的难度，印染废水的B/C值往往低于0.2,使得单一的好氧生物处理方法难以把印染废水处理达标。因此，好氧处理多与其他工艺组合，且好氧生物膜法对印染废水的处理效果优于活性污泥法，因此好氧法多以接触氧化或膜法的形式运行。Simone[35]对比了几种实际印染废水的好氧处理效果，进水COD为200mg/L,水力停留时间和曝气量均为24h和50L/h,固定床生物膜法比好氧活性污泥法对印染废水COD的去除率更高，去除率分别为85%和75%,主要是因为生物膜法能提供丰富的微生物量与良好的氧传质效率。
1.3.3.2 厌氧生物处理方法厌氧生物处理方法是在厌氧环境下，微生物通过胞外酶的水解作用，将难降解有机物降解为小分子有机物，有时在甲烷菌的作用下还能产生甲烷气体。有时厌氧处理方法虽然对废水COD的去除效果并不十分明显，但对于提高废水可生化性及破坏发色基团效果很好，因此厌氧法也是目前水处理领域中一种重要的生物处理方法[36].
印染废水pH值波动较大，且pH往往较高，一般在9-11之间，产酸菌对废水pH的适应范围较广，且在运行的过程中由于有机酸的产生也会降低废水的pH值，为后续的生物处理技术提供良好的营养与pH环境，因此厌氧法在处理碱性印染废水具有独特的优势。
与好氧法相比，厌氧法的有机负荷高，不发生污泥膨胀，运行成本也较低，处理过程不需曝气，是一种相对廉价方便的生物处理方法。厌氧微生物能将印染废水中的发色基团破坏，如偶氮染料的初步降解和脱色，就是在厌氧环境的还原氛围中通过偶氮键（-N=N-）的还原而实现的1.偶氮染料经过厌氧处理后会生成无色的有机胺，但在厌氧环境下难以再进一步降解，因此厌氧法一般都与好氧法互配联用，在好氧微生物的作用下能把有机胺等物质彻底降解。
此外，厌氧法虽能去除废水的一部分BOD和色度，但对铵根离子（+4NH）、磷酸根离子（-4PO）的去除效果则很差。为解决脱氮除磷问题，往往需要通过厌氧与好氧的组合工艺来实现[38].使用厌氧生物处理方法作为前处理，其有机负荷高，且能降解有毒物质，抑制其对后续生物的毒害作用，也能有效的脱除废水的色度，降低后续好氧生物处理方法发生污泥膨胀的风险，降低好氧污泥的产量。
1.3.3.3 兼氧生物处理方法在生化法中，厌氧处理方法在降解有毒物质和脱色上具有明显的优势，但由于其环境与运行条件都较为苛刻，实际上难以做到严格厌氧，若操作方法或维护不合理容易导致厌氧反应器崩溃。兼氧生物处理方法是厌氧法的衍生处理方法，由于其操作条件不苛刻，因此有逐渐代替厌氧法的趋势[39].通过微量曝气将溶解氧控制在0.5mg/L以内，既不会完全抑制厌氧微生物的水解作用，同时微量的曝气有助于使泥水充分混合，有效实现废水的均质。兼氧法对废水pH适应性强，能降解废水中的部分难降解BOD,对后续处理工艺的可生化性有很大的改善。在兼氧反应器中往往需要填充弹性填料，使微生物附着于填料表面，低强度的曝气有利于微生物表面上的传质，提高处理效率[40].奚旦立[41]等人采用兼氧-好氧组合处理工艺处理印染废水，进水COD波动较大维持在680-1500mg/L,经过兼氧-好氧组合处理工艺后，COD和色度去除率仍高达96%和94%,此外兼氧段处理效果更优于厌氧段，色度和COD的去除率均保持在80%左右。
1.3.4 高级氧化法
高级氧化法（AOPs,Advance oxidation processes）最初是在1987年由Glaze[42]等人提出的，他们提出高级氧化法最大的特点是在反应中均以羟基自由基作为主要氧化剂参与反应，通过电子转移、亲电加成、脱氢等反应将有机物转化为二氧化碳和水等物质，或将其降解为小分子、毒性较小的有机物。臭氧氧化法与Fenton氧化法是最常见的高级氧化方法，除此以外，还有一些以电、超声波、紫外光等手段强化的高级氧化法，以及使用臭氧和过氧化氢等互配的方法，也包括湿式空气氧化法、超临界水氧化法这两种比较新型的高级氧化法[43, 44].近年来，也有以硫酸根自由基（SO·4-）作为主要氧化剂参与的高级氧化法。郭鑫[45]等人将亚铁离子（Fe化污泥沉淀，其絮凝作用可去除部分有机物。由于Fenton氧化法具有极强的氧化作用和混凝作用，它比较适用于成分较为复杂的工业废水，如印染废水、垃圾渗滤液、焦化废水等。
史红香[46]等人在用Fenton氧化法处理红和蓝两种不同的印染废水，在最佳条件下印染红废水的色度去除率达95%,COD去除率达到87%;印染蓝废水色度和COD则分别为99%和91%.有时为提高废水的可生化性并进一步去除有机污染物，Fenton法亦会与一些用于深度处理的生化处理工艺联用。顾晓扬[47]等人将Fenton-曝气生物滤池（BAF）组合工艺用于处理酸性玫瑰红废水，结果表明，经Fenton预处理后能够大大提高酸性玫瑰红废水的可生化性，最终通过BAF能将使出水色度低于20倍，COD亦低于20mg/L,达到了《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T 18920-2002）标准。
Fenton氧化法对难降解有机废水去除效果非常好，但由于传统的Fenton法均为均相Fenton方法，必然会导致产生大量的物化污泥沉淀，增大了污泥处置难度与成本，为减少铁泥的产生量，学者日益重视对非均相Fenton氧化法的研究，但非均相Fenton法目前仍主要停留在实验阶段，其普及仍需要一段时间[48].
1.3.4.2 臭氧氧化法臭氧（O3）是一种氧化性强的气体，其氧化还原电位仅次于氟（2.07eV），它能对分散染料以外的所有印染废水有良好的脱色效果，能够氧化分解染料中的发色基团，将其转化为色度低的相对分子量较小的有机酸和醛类物质，可通过后续生物处理工艺进一步的去除废水中的色度和有机物。
臭氧氧化机理目前仍较复杂，普遍认为有两种主要的氧化途径：（1）臭氧分子的直接氧化反应，由于臭氧分子本身具有的亲电性、亲核性和偶极性，因此臭氧的直接反应具有一定的选择性，主要发生在不饱和芳香族和脂肪族化合物，以及某些特殊官能团上。
（2）在碱性环境下水中的臭氧分子会自分解为强氧化性的·OH诱发一连串的链反应，其氧化还原电位（3.06eV）高于臭氧分子，因此氧化性能更强，对有机物的降解更彻底，但该反应一般不具有选择性。因此，除臭氧投加量、反应时间、污染物性质与浓度等会对臭氧氧化有机物效果造成影响，pH影响臭氧的氧化效果及其利用率的重要因素之一[49,50].
为了提高臭氧的利用效率，臭氧氧化技术会与各种水处理技术联用，形成氧化性极强的·OH来提高对废水中有机物的氧化效率。目前臭氧联合技术是研究热点之一，常见2+）活化过硫酸钠（PS）产生的 SO·4-氧化降解造纸废水中难降解的有机污染物，发现SO·4-在酸性下效果最优，中性与弱碱性去除效果仍较好，此外，其氧化速度亦较Fenton氧化法缓慢，相比Fenton法容易控制。
1.3.4.1 Fenton氧化法Fenton氧化法同时具有氧化与混凝两重作用，在Fenton反应过程中，亚铁离子（Fe2+）催化过氧化氢（H2O2）生成具有强氧化性和反应活性的羟基自由基（·OH），在·OH的强氧化作用下将有机物转化为小分子有机物，同时Fe2+亦被氧化成Fe3+,并产生大量的物的臭氧联合技术主要是臭氧与超声、紫外（UV）、过氧化氢以及某些金属催化剂等的组合[51, 52].彭人勇[52]等采用O3/H2O2与单独使用O3对印染废水氧化效果对比，结果表明，往废水中加入H2O2能提高臭氧的氧化效率，当废水pH为11,H2O2投加量为13mmol/L,O3流量为6g/h,反应时间为60min下效果最佳，COD和色度去除率分别达95.73%和99.75%.钱飞跃[53]等采用活性炭-臭氧（AC-O3）反应器连续处理印染废水生化出水，颗粒活性炭投加量为15g/L,O3投加量为1.74g/h,水力停留时间（HRT）为10min时，AC-O3对生化出水的DOC、UV254和ADMI去除率分别达39.6%、81.5%和95.7%.臭氧氧化联合技术是一种有效提高臭氧利用率及增强臭氧氧化效果的有效途径，但我国在水处理领域中使用臭氧氧化技术起步较晚，目前对于臭氧催化等方面研究仍比较薄弱，臭氧氧化法仍因其臭氧利用率低、电耗大、运行成本较高而无法广泛的应用。
1.3.4.3 其他高级氧化方法湿式氧化反应也属于自由基反应，在高温（125-320℃）、高压（0.5-10MPa）下，氧气或空气等会产生羟基自由基，将废水中的有机物及还原性物质彻底氧化分解为CO2和H2O[44].该法适合于处理浓度适中的毒性较大的有机物废水，雷乐成[54]等使用四种不同方式的湿式氧化法处理高浓度活性染料废水，结果表明，以双氧水作为启动的湿式双氧水氧化法对活性染料废水的色度和有机物的去除效果最明显，温度为150℃、反应时间为30min,理论双氧水投加量下，对于进水COD和TOC分别为38500mg/L和8750mg/L,能有效去除80%以上，色度去除率大于90%.超临界水氧化技术是目前国内外水处理技术的研究热点之一，在某些发达国家中已有应用此项技术来处理难降解有机物，该法是水在温度为374.3℃、临界压力为22.05MPa的超临界状态下，能使有机物、空气或氧气等在超临界水中发生均相反应，能高效率地去除有机物质[55, 56].禇旅云[57]等采用临界水氧化技术处理高浓度印染废水，结果发现在pH为9.1、温度为580℃、压力为27MPa、过氧量为200%下，COD去除率达到99.8%.此外还有一些高级氧化法，如超声氧化技术、光催化氧化技术等[44].
1.4 曝气生物滤池
1.4.1 曝气生物滤池的发展历程
曝气生物滤池（Biological aerated filter,BAF）是20世纪80年代发展起来的集生物氧化与固液分离能力于一体的新型生物反应器，其融合了生物接触氧化池与滤池的优点，充分发挥了生物吸附、降解及截留等功能，是继生物接触氧化法和生物流化床，随后发展起来的第三代新型生物膜法处理工艺[58].【1】
世界上第一座曝气生物滤池在1981年坐落于法国，随着曝气生物滤池的迅速发展，其形式亦呈现多样化[59].根据水流方向，可分为上向流式和下向流式曝气生物滤池；根据填料的种类与比重，分为悬浮式和固定式曝气生物滤池；此外根据其功能和使用场合，分为去碳曝气生物滤池、硝化曝气生物滤池、反硝化曝气生物滤池。BIOCARBONE、BIOSTYR、BIOFOR和BIOPUR是目前曝气生物滤池主要的几种使用形式，其中BIOFOR和BIOSTYR为现在曝气生物滤池主要使用的形式。不同类型的曝气生物滤池在结构特点上均有差异[60],其滤池结构特点如表1-1所示。
如图1-1所示为曝气生物滤池的池体结构，曝气生物滤池一般用于二级或深度处理。
池体中填充亲水性颗粒填料，陶粒、焦炭、石英砂等都是常用的填料，当废水流经填料时，由于填料的亲水性作用，填料表面会形成一层液膜，在亲水填料表面，生物膜会逐渐形成并增长。通过颗粒填料的截留、过滤作用及附着于填料表面的高浓度微生物的吸附与代谢作用，实现污染物和颗粒物质的同步脱除。曝气生物滤池作为新型的生物膜法处理工艺，污泥产量少，不需增加二级沉淀设备。此外，曝气生物滤池可通过对池体结构的调整和运行方式的改变，使曝气生物滤池能以缺氧、好氧的方式交替运行，可实现同步硝化与反硝化作用，同步脱氮和去除水中的有机物。
1.4.2 曝气生物滤池污染物去除机理
由于曝气生物滤池结构的特殊性，其兼具接触氧化与生物滤池的特性于一体，能同时实现生物氧化与固液分离，此外，其还具有生物吸附、絮凝及脱氮除磷功能，因此曝气生物滤池在去除污染物中更显优势。
（1） 生物氧化作用曝气生物滤池生物氧化作用归因于其丰富的生物量。曝气生物滤池内填充有亲水性填料，在曝气的作用下，大量的微生物附着于亲水性填料表面并形成生物膜。在池体中，由于水力、曝气等作用下，使生物膜与溶解氧、废水之间发生传质作用。生物膜的外层由于与废水、溶解氧等接触，而具备好氧氧化功能，对小分子可生化的有机物具有良好的生物氧化作用，能有效去除废水中的有机物；而生物膜的内层由于生物膜厚度导致其无法正常的与废水、溶解氧等发生有效的传质，因此其逐渐形成厌氧或缺氧层，因而具有厌氧氧化的特点。由于曝气生物滤池具有生物膜法的生物相复杂，菌群结构合理等特点，因此其抗冲击负荷能力较强，能耐受变化较大的有机物浓度及水力冲击负荷[61, 62].
（2） 固液分离作用曝气生物滤池的固液分离作用很大程度是依赖于其结构特点，在曝气生物滤池内，填充有粒径较小的亲水性填料，因此在结构上曝气生物滤池具有给水滤池的特点，能截留部分悬浮颗粒物和胶体。此外，随着废水、溶解氧的传质作用，在亲水性填料表面形成较厚的生物膜，从而增大了亲水性填料的粗糙性，增强曝气生物滤池的固液分离能力。
（3） 生物絮凝作用曝气生物滤池中具有丰富的生物量，这些丰富的微生物在代谢营养物质或废水中的有机物会分泌出多糖或脂类等黏性物质，胶体物质与这些微生物分泌物接触时脱稳，从而形成粒径较大的颗粒物而被截留下来[63];此外，生物膜随其新陈代谢作用会自动脱落，脱落的生物膜仍具有吸附作用，能使部分胶体脱稳；由于曝气生物滤池沿水流方向有机物浓度及溶解氧量均逐渐递减，因此形成丰富的生物相，在不同的高度中形成种类不同的微生物群，因此也起到了分级捕食作用[64].
（4） 脱氮除磷功能曝气生物滤池因其具有生物滤池较短的水力停留时间和较长的污泥龄，有利于世代较长的硝化细菌附着于填料表面生长，对氨氮的去除效果良好， 目前亦被广泛应用于脱氮。此外，由于曝气生物滤池在垂直空间上存在着溶解氧梯度，因而在池体内会形成厌氧微生物和兼性微生物，使得反硝化亦能有效进行[65].通过调节曝气生物滤池的曝气量可有利于同步硝化反硝化作用，使得总氮的脱除能在同一反应器中实现。目前对于磷的去除主要仍采用化学方法除磷，曝气生物滤池由于其生物氧化、吸附或积累等作用对除磷也有一定的贡献，但曝气生物滤池除磷效率较低，在国内外亦有学者开展曝气生物滤池在脱氮时同步去除磷的相关研究[66, 67].
1.4.3 曝气生物滤池的应用
曝气生物滤池集生物氧化与固液分离于一体，其占地面积小，基建投资低，运行管理方便，剩余污泥量少，不发生污泥膨胀等优点，已被广泛应用于生活污水及多种工业废水的深度处理。广东某纺织印染企业[68]印染废水经厂内原有的二级处理系统处理后有时不能达到当地一级排放标准，二级出水COD在114~136mg/L,经曝气生物滤池处理后能稳定达到80mg/L.广东江门某纸业有限公司[69]采用混凝沉淀/曝气生物滤池处理高档卷烟纸生产废水，混凝沉淀处理后可有效去除SS,经曝气生物滤池处理COD去除率能达到60%,达到广东省地方排放标准《水污染排放限值》（DB 44/26-2001）第二时段一级排放标准。曝气生物滤池对生活污水及部分工业废水具有较好的处理效果，且因其复杂的生物相及丰富的生物量，使能同时实现有机物的降解与脱氮除磷。但是，曝气生物滤池具有其局限性，对焦化废水、制药废水和经二级处理后出水中所含的难降解有机物去除效果较差，难以进一步有效的去除废水中的有机物。
1.5 一体化臭氧-曝气生物滤池
1.5.1 臭氧氧化与曝气生物滤池联用技术
对含有难降解有机物的工业废水，单独采用曝气生物滤池深度处理工艺已难以满足处理要求，臭氧氧化技术作为高级氧化法之一，将废水中难生物降解的有机物分解为小分子有机物，有效提高废水的可生化性，且一般情况下并不会产生有毒有害物质，造成二次污染。此外，臭氧氧化对色度的去除效果极佳，脱色效果明显，且臭氧发生装置占地面积少，过程中可实现自控，已被广泛用于给水消毒、废水深度处理等领域。尽管臭氧氧化技术能高效处理难降解有机物，但若单独采用臭氧氧化技术，其将会大大增加运行成本。若先采用臭氧氧化技术等高级氧化法处理含有难降解有机物的废水，后续采用曝气生物滤池等生物处理工艺，既可有效的去除废水中的有机物，又能节省成本，因此臭氧氧化与曝气生物滤池联用技术亦逐渐被应用于处理含有难降解有机物的工业废水。
顾晓扬[70]等采用臭氧氧化-曝气生物滤池联合工艺对某纺织洗水厂二级生化处理出水进行回用处理，考察了臭氧投加量、曝气生物滤池水力停留时间对处理效果的影响，结果表明，在进水COD为80mg/L、色度为16倍、浊度为8NTU的条件下，臭氧投加量在35~40mg/L、曝气生物滤池水力停留时间控制在3~4h时，经组合工艺处理后出水COD低于30mg/L、色度能降至2倍、浊度低于1NTU,出水水质满足回用水水质要求。
李达宁[71]等采用曝气生物滤池-臭氧氧化-曝气生物滤池三段组合工艺深度处理经二级生化处理后的印染废水，结果表明，进水COD为90~150mg/L、色度为16~32倍的印染废水经处理后出水COD能稳定达到35mg/L,色度低于4倍以下。
1.5.2 一体化臭氧-曝气生物滤池的发展
目前采用臭氧-曝气生物滤池处理含有难降解有机物的工业废水及经二级处理后出水，多采用两个反应器分离实现臭氧氧化与生物氧化作用。这是由于臭氧溶于会生成氧化能力极强的单原子氧羟基（O·OH），能与细菌细胞膜上脂类双键物质发生反应，从而破坏细胞结构，改变细胞膜的通透性，最终导致细菌体溶解破裂[72],目前大部分臭氧氧化技术均在单独的反应器中实施，通过控制臭氧在反应器中的停留时间，让其尽可能的耗损后再进入后续生物处理系统，可有效避免其毒害或杀灭后续系统的微生物。
根据国家环保总局与广东省政府联合公布的《广东省环境保护规划纲要（2006-2020年）》要求，至2020年底全省工业废水的达标排放率是100%,重复利用率达80%.因此，实现工业废水的达标排放任务艰巨迫在眉睫，企业必须大力开展工业废水的深度处理与回用工作。针对目前企业工业废水及二级处理后出水难生物降解的特点，汪晓军等人率先研发了一体化臭氧-曝气生物滤池（Intergrated ozone biological aerated filter, O3-BAF）新型水处理装置（专利号：ZL200710028632.9）。汪晓军等人综合考虑臭氧在溶液中的半衰周期极短、曝气生物滤池在结构上的特点、污染物去除的机理等，认为臭氧氧化及生物氧化可在同一反应器中实现，首先利用文丘里管或静态混合器将臭氧投加到废水中从曝气生物滤池底部进入，在滤池底部臭氧能够极快氧化难降解有机物，因此在臭氧-曝气生物滤池底部会形成臭氧反应区，经臭氧氧化后的有机物会分解成小分子有机物，当废水沿水流方向流至池体上部填料层时，臭氧已大部分与有机物反应，剩余臭氧对微生物的毒害作用已大大降低，利用上层丰富的微生物可将废水中的小分子有机物进一步氧化，从而实现一体化臭氧-曝气生物滤池的同步臭氧氧化与生物氧化作用。
1.6 课题提出与研究内容
1.6.1 课题来源
随着新标准《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB4287-2012）的提出，与原标准相比，进一步提高了 COD 等排放标准，与原标准相比，新标准对于大部分水污染物排放限值均有提高，如现有企业 COD 一级排放限值由原来的 180mg/L 调整为 100mg/L,而新建企业排放则为 80 mg/L.新标准的推出增加了纺织印染企业废水处理的压力，目前大部分企业仍以物化与二级生化处理工艺为主，因此经处理后仍难以达标排放。
广东某纺织印染有限公司生产基地位于番禺，集合针织、染色、印花及整理的综合生产线，年产量约达 8,700 万公斤。该企业产生的印染废水成分复杂，难以生物降解，现有废水处理站 4 座，采用“混凝沉淀-水解酸化-接触氧化-脱色（漂水）-砂滤”废水处理工艺，能将废水的 CODcr从 700~1500mg/L 降低至 110~180 mg/L,出水不能达标排放。随着纺织印染企业水污染物排放标准的提高，原有的工艺更难以保证出水达标。此外，由于该企业采用了物化絮凝和漂水脱色处理，不仅废水处理的药剂费大大增加，而且产生了大量物化污泥。产生的物化污泥不仅需要进一步处理，且容易提升产生二次污染的风险。从节约废水处理成本、降低二次污染的风险等方面考虑，若能寻找到其他的处理工艺，既能大幅度地减少物化污泥、同时又能降低总体的废水处理成本，对于企业是非常实用的，既有经济效益，更有社会效益。
本课题结合该企业废水处理现状，从实际出发，开展对该纺织印染企业印染综合废水处理工艺技术的研究与探索，寻找合适的成套处理工艺。
1.6.2 课题研究内容
本课题通过中试试验验证成套处理工艺的可行性，指导工程实际应用，研究高效、经济、二次污染相对较少的印染综合废水处理工艺。该企业产生的印染综合废水具有成分复杂多变，难以生物降解等水质特点，综合考虑，本课题采用“兼氧接触-混凝沉淀-接触好氧”组合工艺为印染综合废水的一、二级处理系统，采用“两级臭氧-曝气生物滤池组合工艺”为深度处理系统。本课题主要研究内容可分为：
（1）探索水力停留时间与进水负荷对兼氧接触氧化预处理单元对印染综合废水的处理效果的影响；考察兼氧接触氧化预处理单元对试验废水中的COD、色度、SS、硫酸根与硫化物等处理效果及pH的缓冲作用；（2）探索混凝-接触氧化工艺处理印染综合废水效果的影响。比较七水合硫酸亚铁（FeSO4·7H2O）、聚合氯化铝（PAC）、净水剂、高效混凝剂等对印染综合废水COD的去除效果，通过小试试验确定合适的混凝剂；考察投加量、水力停留时间对混凝沉淀-接触好氧工艺的处理效果影响；（3）探索两级臭氧-曝气生物滤池工艺（O3-BAF）对二级处理出水的深度处理效果；考察水力停留时间、臭氧投加量、臭氧投加配比对O3-BAF处理效果的影响，考察不同气源对两级O3-BAF工艺的能耗影响。
1.6.3 课题研究的意义
由于新标准的推出，纺织印染行业污水处理系统改造迫在眉睫，本课题为满足新标准，采用一体化臭氧-曝气生物滤池为深度处理工艺，一体臭氧-曝气生物滤池具有污染物去除率高、操作简单、基建投资省等特点，在对于同步去除COD和色度具有优异的性能。
目前，在大多数纺织印染厂中仍采用“厌氧水解酸化-好氧”组合工艺为常规处理工艺，随着运行时间的增长，厌氧系统中往往会滋生大量的硫酸盐还原菌，印染废水是常见的高浓度硫酸盐废水，在硫酸盐还原菌的作用下，久而久之为产生恶臭气味，影响周边环境，引发人们的健康问题。至今，部分纺织印染厂采用微曝气等方式改造水解酸化单元，通过微曝气抑制硫酸盐还原菌的滋生，从而减少恶臭气体的产生。鉴于此，本课题提出采用“兼氧接触-混凝沉淀-接触好氧”常规处理系统替代企业原有系统，兼氧接触氧化工艺作为预处理系统，具有较强的抗冲击负荷能力，且能去除废水中部分SS,减少物化污泥的产生量，同时也确保后续生化系统的稳定运行，微量的溶解氧可抑制硫酸盐还原菌的硫酸盐还原行为，防止硫酸盐还原菌的滋生。
