DW废水

① 污水处理的matlab源程序

x=[-0.4:0.04:3.6];
y=8+2*exp(1-x.^2).*cos(2*pi*x);
net=newff(minmax(x),[20,1],{'tansig','purelin'});
y1=sim(net,x);
net.trainParam.epochs=50;
net.trainParam.goal=0.01;
net=train(net,x,y);
y2=sim(net,x);
figure;
plot(x,y,'-',x,y1,'-',x,y2,'--');
title('原函数与网络训练前后的确仿真结果比较');
text(2,12,'原函数y');
text(2,11,'-未训练网络的仿真结果y1');
text(2,10,'--训练后网络的仿真结果y2');
这个程序如何转化成
训练BP神经网络连接权值的源代码(matlab)

Ir=0.05; %Ir为学习速率
err_goal=0.001;%期望最小误差值
max_epoch=10000;
X=[0.75 1 0 1;0.25 0 0.55 0;0 0 0.45 0;0 0 0 0;0 0 0 0;1 1 1 1;0.5 0 0.5 0.5;0.5 0 0.5 0.5;0 1 0 0;1 1 1 1;0 0 0 0;0 0 0 0;0 0 0 0;0 0 0 0;1 1 1 1];
T=[0 0 0 0;0 1 1 1;0 0 0 0;1 0 0 0];%提供4组15输入4输出训练集和目标集
[M,N]=size(X);q=10;[L,N]=size(T);
Wij=rand(q,M);
Wki=rand(L,q);
b1=zeros(q,1);b2=zeros(L,1);—随机给定隐含层、输出层偏值
for epoch=1:max_epoch
Oi=tansig(Wij*X,b1);
Ok=purelin(Wki*Oi,b2);
E=T-Ok;
deltak=deltalin(Ok,E);%计算输出层的delta
deltai=deltatan(Oi,deltak,Wki);%计算隐含层的deita
[dWki,db2]=learnbp(Oi,deltak,Ir);%调整输出层加权系数
Wki=Wki+dWki;b2=b2+db2;
[dWij,db1]=learnbp(X,deltai,Ir);
Wij=Wij+dWij;b1=b1+db1;
SSE=sumsqr(T-purelin(Wki*tansig(Wij*X,b1),b2));
if(SSE<err_goal) break;end
end
epoch %显示计算次数
X1=X;
Oi=tansig(Wij*X1,b1);%各隐含层输出
Ok=purelin(Wki*Oi,b2);%显示网络输出层的输出

② 国外是怎么处理抗生素生产废水的

抗生素生产废水成份复杂，有机物浓度高，溶解性和胶体性固体浓度高，PH值经常变化，温度较高，带有颜色与气味，悬浮物含量高，含有难降解物质和有抑菌性作用的抗生素，并且有生物毒性。其具体特征如下:
处理方法：
1、混凝预处理
抗生素废水的浊度和悬浮物浓度较高，因而在水质预处理部分采用混凝法预处理，去除高悬浮物和浊度，以便使水质史适宜进行后续生物处理。
混凝的基本原理
混凝澄清是给水和废水处理实践中的一种常用的单元操作它是指在混凝剂的作用下，使废水中的胶体和细微悬浮物凝聚为絮凝体，然后予.以分离除去的水处理方法。胶体溶液或悬浮液稳定的原因是:固体微粒的粒度太细，同时带有同性电荷形成布朗运动；另外，溶液中还有一种亲水的胶体，它是可溶性的大分子，如蛋白质、淀粉和腐植酸等，它们的分子上都带有亲水的极性基团如一OH、一COOH、一NH3等对水具有较强的亲和力，在分了的周围保持较厚的水层，能发生膨胀，有形成真溶液的倾向。胶体或悬浮液形成分散体系就是依靠细微粒度，荷同性电荷以及在水中的溶解作用而形成稳定状态的，因而必须投加混凝剂来破坏他们的稳定性，使其相互聚集为数百微米以至数毫米的絮凝体，才能予以除去。混凝就是在混凝剂的离解和水解产物的作用下，使水中胶体污染物质和细微悬浮物脱稳并聚集为具有可分离性的絮凝体的过程，其中包括凝聚和絮凝两个过程，统称为混凝。
混凝的作用机理
在混凝处理中，主要是通过压缩双电层和电性中和机理起作用的。
凝聚作用：
凝聚作用是指加入无机电解质，通过电性中和作用，压缩双电层，降价了ζ电位，减少微粒间的排斥能，解除布朗运动，使微粒能够靠近接触而聚集在一起的作用。
混凝预处理对原水中的COD及硫酸盐浓度的影响
在进行混凝预处理时，除了希望通过混凝预处理去除较高的SS外，还希望能够同时去除水中的高浓度COD及某些生物抑制性物质，如硫酸盐。由于在进行水质保存时，引入了硫酸根离子，根据前述内容可知，抗生素制药废水中主要的生物抑制性物质就是硫酸盐。因而，在预处理部分，混凝预处理过程对COD及硫酸盐浓度变化的影响。随沉降时间的延长，COD及硫酸盐的去除率均会逐渐地增大，这主要是因为随着沉降时间的延长，不溶性的COD附着在絮凝体上而不断下沉，最终被除去的缘故。硫酸盐的去除为下一步的厌氧生物处理提供了便利，降低硫酸盐浓度，从而减少硫酸盐还原菌作用后生成的硫化氢不能及时地外排而造成对厌氧微生物的毒害作用。
抗生素废水的生化处理
2、废水的好氧生物处理
废水的好养生物处理原理
好氧生物处理是在提供游离氧的前提下，以好氧微生物为主，使有机物降解，稳定的无害化处理方法。废水中存在的各种有机污染物，以胶体状、溶解状的有机物为主，作为微生物的营养源。这些高能位的有机物质经过一系列的生化反应，逐级释放能量，最终以低能位的无机物质稳定下来。有机物被微生物摄取后，通过代谢活动，有机物一方面被分解、稳定，并提供微生物生命活动所需的能量;另一方面被转化，合成为新的原生质的组成部分，即微生物自身生长繁殖。这一部分就是废水生物处理中的活性污泥或生物膜的增长部分，通常称为剩余活性污泥。
活性污泥法的基本流程
活性污泥法是一种应用最广的废水好氧生物处理技术，它是指将空气连续鼓入大量溶解有机污染物的废水中，经过一段时间，水中即形成生物絮凝体一活性污泥，在活性污泥上栖息、生活着大量的好氧微生物，这种微生物以溶解有机物为食料，获得能量，并不断增长，使废水得到净化。它由曝气池、二次沉淀池、曝气系统及污泥回流系统等组成。由初次沉淀池流出的废水与二次沉淀池底部回流的活性污泥同时进入曝气池，在曝气池的作用下，混合液得到足够的溶解氧并使活性污泥和废水充分接触，废水中的可溶性有机污染物为活性污泥所吸附并为存活在活性污泥上的微生物群体所分解，使废水得到净化。
活性污泥处理系统有效运行的基本条件是:
(l)废水中含有足够的可溶性易降解有机物，作为微生物生理活动所必需的营养物质:(2)混合液含有足够的溶解氧:(3)活性污泥在池内呈悬浮状态，能够充分地与废水相接触:(4)活性污泥连续回流，及时地排除剩余污泥，使混合液保持一定浓度的活性污泥:(5)没有对微生物有毒害作用的物质进入。
活性污泥法的净化过程
在正常发育的活性污泥的微生物体内，存在着由蛋白质、碳水化合物和核酸组成的生物聚合物，这些生物聚合物是带有电荷的电介质。因此，由这种微生物形成的生物絮凝体，都具有生理、物理、化学吸附作用和凝聚、沉淀作用，在其与废水中呈悬浮状和胶休状的有机污染物接触后，能够使后者失稳、凝聚，并被吸附在活性污泥表面。
活性污泥具有很大的表面积，能够与混合液广泛接触，在较短的时间内，通过吸附作用，就能够除去废水中大量的呈悬浮和胶体状的有机污染物，使废水的COD值大辐度地下降。
小分子有机物能够直接在透膜酶的催化作用下，透过细胞壁被摄入细菌体内，但大分子有机物则首先被吸附在细胞表面，在水解酶的作用下，水解成小分子后再被摄入到细胞体内。一部分被吸附的有机物可能通过污泥排放被去除。
3、废水的厌氧处理
废水的厌氧处理原理
废水的厌氧处理是在没有游离氧的情况下，以厌氧微生物为主对有机物进行降解，稳定的一种无害化处理方法[。在厌氧生物处理过程中，复杂的有机化合物被降解，转化为简单、稳定的化合物，同时释放能量。其中，大部分能量以CH4的形式出现，可回收利用。同时，仅少量有机物被转化，合成新的细胞组成部分。
第一阶段，可称为水解、发酵阶段。复杂有机物在微生物的作用下进行水解发酵。水解可定义为复杂的非溶解性的聚合物被转化为简单的溶解性单体或二聚体的过程。高分子有机物因相对分子质量巨大，不能透过细胞膜，因此不可能为细菌直接利用，因此它们在第一阶段被细胞外酶分解为小分子。如纤维素被纤维素酶水解为纤维二糖与葡萄糖，淀粉被淀粉酶水解为麦芽糖和葡萄糖，这些小分子的水解产物能够溶解于水并透过细胞膜为细菌所利用。而后，这些物质在发酵细菌的细胞内转化为更简单的化合物并被分泌到细胞外。发酵是有机化合物既作为电子受体也是电子供体的生物降解过程，在此过程中，溶解性有机物被转化为以挥发性脂肪酸为主的末端产物。这一阶段的主要产物有挥发性脂肪酸、酸类、乳酸、CO2、H2、H2S、甲胺等。与此同时，酸化菌也利用部分物质合成新的细胞物质。
酸化过程是由大量的、多种多样的发酵细菌完成的。其中重要的类群有权梭状芽孢杆菌和拟杆菌。它们大多是严格厌氧的，但通常有约1%的兼性厌氧菌存在于厌氧环境中，这些兼性厌氧菌能够保护严格厌氧菌免受氧的损害与抑制。
第二阶段，称为产氢、产乙酸阶段，是由一类专门的细菌，称为产氢产乙酸菌，将丙酸、丁一酸等脂肪酸和乙醇等转化为乙酸、C02、HZ。
在标准条件卜，乙醇、丁酸和丙酸不会被降解，因为在这些反应中不产生能。但氢浓度的降低可使这些反应导向产物方向。在运转良好的反应器中，氢的分压一般不高于lOPa，平均值约为0. 1 Pa。当作为反应产物之一的氢的分压如此之低时，乙醇、丁酸和丙酸的降解则可以产生能，即反应的实际自由能成为负值。
在由氢和二氧化碳形成甲烷时，只有在产乙酸产生的氢被产甲烷菌有效利用时，系统中氢才能维持在很低的分压。根据平均氢分压可以计算出反应器里一个氢分子平均在0. 5s以内被消耗，这意味着氢分子在其产生后仅仅能移动0. 1 mm的距离。也说明这种生化反应需要密切的共生关系存在于菌种之间。这种现象称为“种间氢传递”。不仅存在着氢的传递，有迹象证明“种间甲酸传递”也是相当重要的。
第三阶段，称为产甲烷阶段。由产甲烷菌利用乙酸、H2、C02，产生CH4。
在厌氧反应器中，所产甲烷的大约70%由乙酸歧化菌产生。在反应中，乙酸中的羧基从乙酸分子中分离，甲基最终转化为甲烷，羧基转化为二氧化碳，在中性溶液中，二氧化碳以碳酸氢盐的形式存在。
已知利用乙酸的产甲烷菌是索氏甲烷丝菌和巴氏甲烷八叠球菌。两者的生长速率有较大的区别。当乙酸浓度较低时，索氏甲烷丝菌较巴氏甲烷八叠球菌优势生长。由于索氏甲烷丝菌对底物有更高的亲和力，在废水处理中可能取得较高的有机物去除率，且索氏甲烷丝菌的生长有利于形成品质良好的颗粒污泥。因此这种优势生长对系统运行是非常有利的。
厌氧消化微生物
1、发酵细菌(产酸细菌)
主要包括梭菌属、拟杆菌属、丁酸弧菌属、真菌属和双歧杆菌属等。
这类细菌的书要功能是先通过胞外酶的作用将不溶性有机物水解成可溶性有机物，再将可溶性的大分子有机物转化成脂肪酸、醇类等。研究表明，该类细菌对有机物的水解过程相当缓慢，pH和细胞平均停留时间等因素对水解速率的影响很大。不同的有机物的水解速率不同，如类脂的水解就很困难。因此当处理的废水中含有大量类脂时，水解就会成为厌氧消化过程的限速步骤。但产酸的反应速率较快，并远高于产甲烷反应。
发酵细菌大多数为专性厌氧菌，按其代谢功能，发酵细菌可分为纤维素分解菌、半纤维素分解菌、淀粉分解菌、蛋自质分解菌和脂肪分解菌。
2、产氢产乙酸细菌
产氢产乙酸菌包括互营单胞菌、互营杆菌属、梭菌属和暗杆菌属等。这类细菌能把各种挥发性脂肪酸降解为乙酸和H2。
3、产甲烷细菌
产甲烷菌分为两类:一类主要利用乙酸产生甲烷，另一类数量较少，利用氢和二氧化碳的合成生成甲烷。
厌氧反应中的硫酸盐还原
在处理含硫酸盐或亚硫酸盐废水的厌氧反应器中，这些含硫化合物会被细菌还原。硫酸盐和亚硫酸盐会被硫酸盐还原菌(SRB)在其氧化有机污染物的过程中作为电子受体而加以利用。SRB将硫酸盐和亚硫酸盐还原为硫化氢，会使甲烷产量减少。
根据所利用底物的不同，SRB可被分为三类:
氧化氢的硫酸盐还原菌(HSRB)；
氧化乙酸的硫酸盐还原菌(ASRB);
氧化较高级脂肪酸的硫酸盐还原菌(FASRB)。
有机物的降解中少量硫酸盐的存在不会影响处理过程，但与甲烷相比，硫化氢在水中的溶解度要大得多，每克以硫化氢形式存在的硫相当于2克COD，因而在处理含硫废水时，尽管有机物的氧化已相当不错，COD的去除率却不令人满意。
4、抗生素废水的活性炭吸附
活性炭水处理的特点
活性炭吸附技术用于医药、化工及食品工业等方面，在国内外有多年的历史。活性炭水处理的特点为:
1、活性炭对水中有机物有卓越的吸附特性
由于活性炭具有发达的细孔结构和巨大的比表面积，因此对水中溶解的有机污染物，如苯类化合物、酚类化合物、石油及石油产品等具有较强的吸附能力，而且对用生物法和其它化学法难以去除的有机污染物，如色度、异臭、亚甲蓝表面活性物质、除草剂、杀虫剂、农药、合成洗涤剂、合成染料、胺类化合物及许多人工合成的有机化合物等都有较好的去除效果。
2、活性炭对水质、水温及水量的变化有较强的适应能力，对同一种有机物污染物的污水，活性炭在高浓度或低浓度时都有较好的去除效果。
3、活性炭对某些重金属化合物也有较强的吸附能力，如汞、铅、铁、镍、铬、锌、钻等，因此，活性炭用于电镀废水、冶炼废水处理上也有很好的效果。
4、活性炭水处理装置占地面积小，易于自动控制，运行管理简单。
5、饱和炭可经再生后重复使用，不产生二次污染。
6、可回收有用物质，如处理高浓度含酚废水，用碱再生后可回收酚钠盐。
活性炭吸附的基础理论
固体表面由于存在着未平衡的分子引力或化学键力，而使所接触的气体或溶质被吸引并保持在固休表面上，这种表面现象称为吸附。固体都有一定的吸附作用，但具有实用价值的吸附剂是比表面积较大的多孔性固体。活性炭就因为具有较大的比表面积而具有较高的吸附能力，可用作吸附剂。
吸附剂与被吸附物质之间是通过分子间引力(即范德华力)而产生吸附的，称为物理吸附;吸附剂与被吸附物质之间产生化学作用，生成化学键引起吸附的，称为化学吸附离子交换吸附是指一种吸附质的离子，由于静电引力，被吸附在吸附剂表面的带电点上。
活性炭的吸附速度
吸附速度是指单位重量吸附剂在单位时间内所吸附的物质量。在废水中，吸附速度决定了废水和吸附剂的接触时间。吸附速度越快，所需的接触时间越短，吸附设备容积也越小。
吸附速度决定于吸附剂对吸附质的吸附过程。多孔吸附剂对溶液中吸附质吸附过程基本上可分为三个连续阶段:第一阶段称为颗粒外部扩散阶段，吸附质从溶液中扩散到吸附剂表面:第二阶段称为颗粒孔隙扩一散阶段，吸附质在吸附剂孔隙中继续向吸附点扩散:第三阶段称为吸附反应阶段，吸附质被吸附在吸附剂孔隙内的表面上。一般而言，吸附速度主要由膜扩散速度或孔隙扩散速度来控制。
由实验得知，颗粒外部膜扩散速度与溶液浓度成正比。对一定重量的吸附剂，膜扩散速度还与吸附剂的表面积的大小成正比。因为表面积与颗粒直径成反比，所以颗粒直径越小，膜韦、一散速度就越大。另外，增加溶液和颗粒之间的相对运动速度，会使液膜变薄，可以提高膜扩散速度。
孔隙扩散速度与吸附剂孔隙的大小及结构、吸附质颗粒大小及结构等因素有关。一般来说，吸附剂颗粒越小，孔隙扩散速度越快，即扩散速度与颗粒直径的的较高次方成反比。因此，采用粉状吸附剂比粒状吸附剂有利。其次，吸附剂内孔径大可使孔隙扩散速度加快，但会降低吸附量。
影响活性炭吸附的因素
1、吸附剂的理化性质
吸附剂的种类不同，吸附效果也不一样。一般是极性分子(或离子)型的吸附剂容易吸附极性分了(或离子)型的吸附质，非极性分子型的吸附剂容易吸附非极性分子型的吸附质。由于吸附作用是发生在吸附剂的内外表面上，所以吸附剂的比表面积越大，吸附能力就越强。另外，吸附剂的颗粒大小、孔隙构造和分布情况，以及表面化学特性等，对吸附也有很大的影响。
2、吸附质的物理化学性质
吸附质在废水的溶解度对吸附有较大的影响。一般来说，吸附质的溶解度越低，越容易吸附。吸附质的浓度增加，吸附量也是随之增加:但浓度增加到一定程度后，吸附量增加很慢。如果吸附质是有机物，其分子尺寸越小，吸附反应就进行得越快。
3、废水的pH值
pH值对吸附质在废水中的存在形态(分子、离子、络合物等)和溶解度均有影响，因而其吸附效果也就相应地有影响。废水pH值对吸附的影响还与吸附剂性质有关。例如，活性炭一般是在酸性溶液中比在碱性溶液中有较高的吸附率。
4、温度
吸附反应通常是放热的，因此温度越低对吸附越有利。但在废水处理中，一般温度变化不大，因而温度对吸附过程影响很小，实践中通常在常温下进行吸附操作。
5、共存物的影响
共存物质对主要吸附质的影响比较复杂。有的能相互诱发吸附，有的能相当独立地被吸附，有的则能相互起千扰作用。但许多资料指出，某种溶质都以某种方式与其他溶质争相吸附。因此，当多种吸附质共存时，吸附剂对某一种吸附质的吸附能力要比只含这种吸附质时的吸附能力低。悬浮物会阻塞吸附剂的孔隙，油类物质会浓集于吸附剂的表面形成油膜，它们均对接触时间吸附有很大影响。因此在吸附操作之前，必须将它们除去。
6、接触时间
吸附质与吸附剂要有足够的接触时间，才能达到吸附平衡。吸附平衡所需时间取决于吸附速度，吸附速度越快，达到平衡所需时间越短。
四、研究结果（废水处理试验结论）
1、针对此种废水，其混凝处理的最佳条件为:混凝剂品种为三氯化铁，质量百分比浓度为10%，每lL废水中需投加此种混凝剂0.2ml，其最适pH值为7
2、进行废水的生化处理，可知废水中含有大量的隋性物质、难降解物质。
3、在T=33士1℃的条件下，确定其厌氧水解常数
4、由于废水中含有多种有机化合物，在用活性炭进行吸附试验时，表现了一定的竞争作用，活性炭总吸附量不高。
5、对于厌氧处理中的硫酸盐，它的去除与废水中所含的COD有一定的关系。详细资料摘自：http://wenku..com/link?url=-rZYzotwVqhEibE74YEzhcMF_gxdXU3ZhB0sJEQVO8NtKcdqDwSeh_m6m-fjJY7ooOxeuuSJvT_2rnAuTtVNHi4TdsfeE3r-0esoZroDqEm www.juheliusuantie.com.cn 详情请到网络文库了解

③ 发达国家电镀废水中铜离子排放标准0.5

1、导电率适用在纯水上，废水上一般不用测。
2、其次，厂区具体在哪回个位子？
a：没什么特别要答求的地方，你就按照国家排放标准。
b：特别地区，如太湖流域，你就要遵守太湖流域规定的标准，地方标准先于国家标准。
3、其实你不用去哪边查资料，你公司的环评书上有详细的出水要求，你只要去翻翻环评就可以了。（最后，如果你公司没有环评，对不起，即使达标也不能排放。）

④ 请问电镀废水处理费用大概是多少

很贵，大约一吨废水需要50元，这要看重金属含量。
采用膜处理法，专树属脂交换法
http://hi..com/dwping

⑤ 谁有关于污水处理或者组态软件的外文翻译（带原文），急用！

关键词：
人工湿地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脱氮；硝化细菌；反硝化细菌
2. 材料和方法
2.1 系统描述
我们研究队伍设计的人工湿地结构位于中国宁波某村。它包括三个部分，容积按照四十人排量设计。气候特点为年降水量1300-1400mm和累计年平均气温16.2℃。极高极低值分别为38.8℃和-4.2℃。较冷的时间段以十二月到二月为代表并且在这个时间段里出水比较接近于8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m长6m宽1.0m深。反应床有三层构成，最底一层由厚20 cm的洗净的砾石(2–6 cm)构成，中间层由65 cm厚的细砂(0.5–2.0 cm)粒构成，最上层由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)构成。底面坡度大约1%。第三部分有三个环形的单元构成，直径分别为7m、5m和3m，由下向上每个0.6m深，表面积近似估算为38.5m2。由顶部向低处单元的溢流会立即产生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和维持含氧条件。
图1 塔式复合人工湿地水流示意图：1.进水区 2.塔式区 3.出水区 4.湿地植物 5.顶部环形区域 6.中部环形区域 7.底部环形区域 8.瀑布似溢流
湿地结构的底部用高密度的聚乙烯作为衬里，环形区域则是要铺衬5cm厚的砌砖墙，为了防止污水的渗漏及污水与地下水混合。由苗圃购得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以间距0.8m间隔围绕整个湿地结构底部环形种植，湿地结构地层中部种植密度为56株/m2的蔺草（Schoenoplectus trigueter），于头年十一月种植第二年五月份收割。在蔺草收获后的六至十月份，以9株/m2的种植密度种植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分顶部的环形部分以近似6株/m2的种植密度种植睡莲（Nymphaea tetragona），在中间环形区域以的36株/m2种植密度种植香蒲（Typha angustifolia）。
表1 THCW进水和出水的物理化学特性
80%的原污水不断的流入湿地结构的第一部分。20%的污水由泵直接输入第二部分的环形结构最高层，溢流进入环形结构中间一层，之后流入最后一层。此时第二部分处理污水与第一部分处理后的污水一起流入湿地结构的第三部分并最终由其排出。水深由一个储水塔控制。在第一时段，前四个月（06年5月到8月）人工湿地结构以的16 cm/d水力负荷运行（水力停留时间5.4 d）。第二时段，之后八个月（06年9月到07年4月）人工湿地结构以的比较高的32 cm/d水力负荷运行（水力停留时间2.7 d）。这些生活污水在一个腐化池里先进行预处理（表一）。
2.2 分析方法
2.2.1 化学分析
需每天采集第一部分的进水，第二部分的出水（仅在后八个月），第三部分的出水，每周混合水样的测试数据和结果搜集分析，需检测TSS，COD，NH3-N，TN，TP。每周检测现场每部分和每个环形处理单元的水温，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要坚决的按照标准方法来检测控制（APHA, 1998）。
野茭白（Z. aquatica)）和蔺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分别被收割（砍掉植株所有水面上可见部分）。收割的植物在被蒸馏水洗过后在太阳下经过24小时的日照后投入105 ◦C下灼烧24小时。植物在干燥后的称重作为基本分析。被干燥和研磨过的植物碎末作为总氮（TKN）测量的准备，分析方法按照标准方法（APHA, 1998）。
2.2.2硝化及反硝化的测量
在湿地结构第三部分的前端沉淀物上层的五厘米处存在潜在的硝化反应。使用的试验介质中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20 g NaHCO3；0.3 g CaCl2·2H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化钠被用于抑制硝酸盐及亚硝酸盐的氧化。50mL沉淀污泥需要加入100mL试验介质25 ◦C在震荡器150 rpm转速下培养。这种经处理过的样本在被培养2，6，20和24小时后被收集。亚硝酸盐的浓度用光度计测量。由亚硝酸盐产量和培养时间数计算出的线性回归，评估出的角系数可以计算出潜在硝化反应的量。结果以在样品中的体积损耗规范化的计算出来，最后以干重（DW）及明确的每小时每克干物质产生nmol亚硝酸盐表示。
潜在亚硝化反应速率（PDR）被用乙炔抑制设备进行测量。 沉淀物样本在第三部分的后部的四个地点采集（两个分散采集，两个呈柱状采集直径3.5 cm），并且要立即用铝箔密封以防游离氧进入沉淀物样本。这四个样本分别投入四个容积为1500mL的锥形瓶中，加入添加营养元素的营养液进行培养（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。烧瓶顶部用氮气吹洗半个小时。烧瓶被置于旋转振荡器中60 rpm转速震荡。样本在黑暗处20 ◦C培养八小时。每个小时使用注射器进行气体取样。顶部样本用气象色谱仪分析N2O的浓度（日本金岛公司气象色谱仪GC-14B），气象色谱仪带有一个电子捕获探测器操作温度340 ◦C。潜在亚硝化的反应速率以mg N2O-N/m2沉淀物每小时表示。
2.2.3 微生物数量的分析
人工湿地沉淀物中的硝化和反硝化微生物使用以下培养基用最大可能数量法计算（Carter and Gregorich, 2006）。计算硝化细菌的培养基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO4·7H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl3·6H2O； 18.4mg CaCl2·7H2O； 1 L 蒸馏水；pH＝8.0。计算反硝化细菌的培养基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸馏水；pH 7.0。用一根内径为4.7cm的玻璃管采集测量硝化和反硝化细菌的数量应远离泥水分界面（0–2 cm）及过深的深度（5–8 cm）。附着在岩石及水生植物体上的细菌剥离下来之后，然后用混合器将其溶于冷水驱散混合。经十个无菌的蒸馏水样稀释的沉淀物样本被转移到96格的包含各自培养基的微量滴定板上在28 ◦C下硝化细菌培养21 d反硝化细菌培养5 d。为了确定沉淀物的干重，10 g的沉淀物在105 ◦C下被隔夜烘干直至产生衡重样本。在人工湿地结构运行期间，硝化和反硝化细菌的数量要每两月进行一次计算。
2.2.4 统计分析
所有带有方差测验的统计分析都使用统计分析软件SPSS进行分析（Statistic Package for Social Science）。当p < 0.05时误差被认为是有效的。有效的误差用邓肯测试法进行评估。皮尔森相关分析适用于评估潜在反硝化效率和水力负荷之间有效的的线性相关，以及反硝化和水力负荷之间的关系。
3.结果
第二部分第三部分的出水中物理化学指标的变化在表1中给出，水的pH没有太大的变化。由于人工湿地结构第二部分的瀑布式溢流的被动充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相对较大。在第二部分入水的溶解氧平均值为：1.28±0.52 mg/L，出水中的平均值为：2.98±0.38mg/L。已观测到的对总悬浮物TSS的脱除率为84.60±9.6%。氮的脱除率是较高值的，脱除NH3-N和TN平均值为：83.11±10.2%，82.85±8.5%。在第二部分NH3-N和TN的脱除率分别为：72%和29%。在第二部分的硝化作用将很大部分的氮转化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用转移脱除。磷的脱除率观测到在64.15±7.9%。在第二时间段对于第一时间段各类超标污染物的脱除效率更高，因为第一时间短的水力负荷较低。但在两种不同的水力负荷下各类污染物的脱除效率是相似的（p < 0.02）。
图2显示了的研究调查期间12个月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脱除效率。在研究期间的时间段一和时间段二中，调研中的十二个月NH3-N和TN被有效脱除。脱氮效率在开始10周和最后10周是最高，由于温度较高的原因。人工湿地结构在冬季也显出了对于氮、磷和有机物的较高的脱除效率。另外由于硝化和反硝化作用而导致的氮素流失的量在夏季大于（p < 0.003）在冬季。当湿地中的pH值超过极大值7.7，氨的挥发可以被忽略，这个pH值下没有足够量的氨气的生成。在两种水力负荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脱除效率在统计上没有显著差异。
图2.实验期间THCW进水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量与脱除效率
图2中同样显示在湿地运行期间磷的脱除效率在最高的水力负荷下或是在冬季没有十分显著的波动。在冬季和夏季的运行中，出水的总磷TP浓度没有显著的差异。图3. 实验期间THCW第三部分沉淀物中潜在硝化及反硝化量
如图3所示，潜在硝化速率和潜在反硝化效率在最初的四个月里的随着时间增长。在水力负荷上升（16 cm/d到32 cm/d）之后的一个月，在2006年的十月到十二月之间潜在硝化速率下降，潜在反硝化速率在2006年的十月到2007年的二月之间下降。实验结束时潜在硝化反应速率没有明显上升，反硝化反应速率上升了一点。潜在硝化反应和潜在反硝化反应用硝化细菌和反硝化细菌的最有可能数目来分别计算，显出两条正相关关系很好的曲线（p < 0.05）。
表2 在THCW中硝化及反硝化细菌数量
由表2看出，在湿地结构沉淀物中的硝化细菌和反硝化细菌最可能数目大约在每克104–105数量级之间。对比硝化细菌及反硝化细菌的估算定量，湿地结构中相应的潜在硝化反应和潜在反硝化反应（图3）显示出更多数量的硝化细菌和反硝化细菌，更高的潜在硝化活动。

为了测定植物收获后在脱氮方面的效果，在06年十月和07年五月收获的植物烘干后测量其凯氏氮（TKN）的含量,显示出在蔺草（S. trigueter）中积累的氮的含量远大于野茭白（Z. aquatica）中的积累，在蔺草（S. trigueter）和野茭白（Z. aquatica）的烘干样中平均固氮的量是6.8±0.3/kg和4.7±0.2/kg，总氮的平均吸收率分别是17.18 kg/(ha·d)和12.63 kg/(ha·d)。

4.讨论

硝化反应是不能从水中脱氮。但是伴随着反硝化反应却是许多人工湿地结构的主要脱除机理。硝化反应发生在氧气处于一个可以使严格好氧硝化细菌生长的足够高的浓度氧气含量下。硝化反应存在于所有的人工湿地结构中，但这一反应的大小又由溶解氧的量决定。因为NH3-N在许多废水中是占优势的种类，硝化反应通常在各类湿地系统中是一个限制环节。反硝化作用被认为是大多数人工湿地结构中主要的脱氮机理。无论如何，通常在废水中硝酸盐的浓度是非常低的，因此反硝化反应必须伴随硝化反应而进行。硝化反应和反硝化反应对于氧的不同需求成为了许多要求到高脱氮效率的人工湿地的障碍。

人们普遍认为当溶解氧浓度（DO）达到1.5mg/L以上时硝化反应可以发生。研究中湿地结构的出水溶解氧浓度（DO）平均值为2.22±0.13 mg/L，这个可能是由于人工湿地结构中部的塔式结构的瀑布式溢流造成的，这个溶解氧浓度是对硝化作用有利的；这个推论与沉淀物中的更多的硝化细菌的数目相一致（表2）。高的溶解氧浓度与充足由入水的支路直接注入人工湿地第二部分的有机物，减少了异养生物和硝化细菌之间对营养的争夺。因此更多的缓慢生长的硝化细菌转移到了沉淀物的表面和植物根部。

5.结论

该研究显示，塔式复合人工湿地结构可以有效处理许多污染物，第一部分的处理目标为总悬浮物TSS和生物需氧量，第二个塔式部分的处理目标是硝化，第三部分的目标是反硝化。使用塔式结构的瀑布式水流而带来被动充氧以及由旁路直接注入第二部分的原污水，在促进硝化和反硝化方面的显示出了很大的促进。对于总悬浮物TSS，化学需氧量COD，氨氮NH3-N，总氮TN，总磷TP的脱除效率分别为：88.57±16.3%，84.60±9.6%，83.11±10.2%，82.85±8.5%，64.15±7.9%。显然，我们设计的系统在高的水力负荷下对于初级生活污水有一个高的脱氮能力。湿地结构污泥里的硝化细菌的数量较高，但反硝化细菌数量对于其他报道来说相对偏低。潜在硝化反应和潜在反硝化反应的数目是与硝化细菌和反硝化细菌数目相一致的。在湿地结构中硝化反应和反硝化反应是脱氮运行的主要机理。湿地种植物的含氮量显示出本土植物蔺草是最适合湿地结构的植物，因为它有冬季生长和工业可以利用的特点。对于环境教育项目，塔式复合人工湿地结构也提供了一个额外的好处，即美学的观赏价值。对于湿地结构的超过两年的现场检测研究，最佳化的入水分布和结构设计将会在将来的研究中逐一进行。

提高塔式复合人工湿地处理农村生活污水的脱氮效率[1]

摘要：

努力保护水源，尤其是在乡镇地区的饮用水源，是中国污水处理当前面临的主要问题。氮元素在水体富营养化和对水生物的潜在毒害方面的重要作用，目前废水脱氮已成为首要关注的焦点。人工湿地作为一种小型的，处理费用较低的方法被用于处理乡镇生活污水。比起活性炭在脱氮方面显示出的广阔前景，人工湿地系统由于溶解氧的缺乏而在脱氮方面存在一定的制约。为了提高脱氮效率，一种新型三阶段塔式混合湿地结构----人工湿地（thcw）应运而生。它的第一部分和第三部分是水平流矩形湿地结构，第二部分分三层，呈圆形，呈紊流状态。塔式结构中水流由顶层进入第二层及底层，形成瀑布溢流，因此水中溶解氧浓度增加，从而提高了硝化反应效率，反硝化效率也由于有另外的有机物的加入而得到了改善，增加反硝化速率的另一个原因是直接通过旁路进入第二部分的废水中带入的足量有机物。常绿植物池柏（Taxodium ascendens），经济作物蔺草（Schoenoplectus trigueter），野茭白（Zizania aquatica），有装饰性的多花植物睡莲（Nymphaea tetragona），香蒲（Typha angustifolia）被种植在湿地中。该系统对总悬浮物、化学需氧量、氨氮、总氮和总磷的去除率分别为89%、85%、83%、 83% 和64%。高水力负荷和低水力负荷（16 cm/d 和 32 cm/d）对于塔式复合人工湿地结构的性能没有显著的影响。通过硝化活性和硝化速率的测定，发现硝化和反硝化是湿地脱氮的主要机理。塔式复合人工湿地结构同样具有观赏的价值。

关键词：

人工湿地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脱氮；硝化细菌；反硝化细菌
研究目的：

1.评价新型人工湿地的性能，塔式复合人工湿地（THCW），尤其是在高水力负荷的情况下脱氮效率。这种人工湿地结构设计通过瀑布形式的水流进行被动充氧从而提高废水中溶解氧浓度进而提高硝化速率，依靠直接在湿地中间部分加入原废水提高反硝化速率，从而促进硝化反硝化过程。

2.对于在人工湿地结构中常绿多年生木本植物和草本植物共同脱除氮的效率的评价，尤其是在冬季的阶段，且在湿地里植物的生长量对于氮的脱除是有帮助作用的。

3.研究表面水平流、自由水流相结合的系统是否在脱除和转化废水中污染物方面表现出更好的性能，尤其是脱氮方面。

2. 材料和方法

2.1 系统描述

我们研究队伍设计的人工湿地结构位于中国宁波某村。它包括三个部分，容积按照四十人排量设计。气候特点为年降水量1300-1400mm和累计年平均气温16.2℃。极高极低值分别为38.8℃和-4.2℃。较冷的时间段以十二月到二月为代表并且在这个时间段里出水比较接近于8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m长6m宽1.0m深。反应床有三层构成，最底一层由厚20 cm的洗净的砾石(2–6 cm)构成，中间层由65 cm厚的细砂(0.5–2.0 cm)粒构成，最上层由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)构成。底面坡度大约1%。第三部分有三个环形的单元构成，直径分别为7m、5m和3m，由下向上每个0.6m深，表面积近似估算为38.5m2。由顶部向低处单元的溢流会立即产生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和维持含氧条件。

图1 塔式复合人工湿地水流示意图：1.进水区 2.塔式区 3.出水区 4.湿地植物 5.顶部环形区域 6.中部环形区域 7.底部环形区域 8.瀑布似溢流

湿地结构的底部用高密度的聚乙烯作为衬里，环形区域则是要铺衬5cm厚的砌砖墙，为了防止污水的渗漏及污水与地下水混合。由苗圃购得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以间距0.8m间隔围绕整个湿地结构底部环形种植，湿地结构地层中部种植密度为56株/m2的蔺草（Schoenoplectus trigueter），于头年十一月种植第二年五月份收割。在蔺草收获后的六至十月份，以9株/m2的种植密度种植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分顶部的环形部分以近似6株/m2的种植密度种植睡莲（Nymphaea tetragona），在中间环形区域以的36株/m2种植密度种植香蒲（Typha angustifolia）。

表1 THCW进水和出水的物理化学特性

80%的原污水不断的流入湿地结构的第一部分。20%的污水由泵直接输入第二部分的环形结构最高层，溢流进入环形结构中间一层，之后流入最后一层。此时第二部分处理污水与第一部分处理后的污水一起流入湿地结构的第三部分并最终由其排出。水深由一个储水塔控制。在第一时段，前四个月（06年5月到8月）人工湿地结构以的16 cm/d水力负荷运行（水力停留时间5.4 d）。第二时段，之后八个月（06年9月到07年4月）人工湿地结构以的比较高的32 cm/d水力负荷运行（水力停留时间2.7 d）。这些生活污水在一个腐化池里先进行预处理（表一）。

2.2 分析方法

2.2.1 化学分析

需每天采集第一部分的进水，第二部分的出水（仅在后八个月），第三部分的出水，每周混合水样的测试数据和结果搜集分析，需检测TSS，COD，NH3-N，TN，TP。每周检测现场每部分和每个环形处理单元的水温，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要坚决的按照标准方法来检测控制（APHA, 1998）。

野茭白（Z. aquatica)）和蔺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分别被收割（砍掉植株所有水面上可见部分）。收割的植物在被蒸馏水洗过后在太阳下经过24小时的日照后投入105 ◦C下灼烧24小时。植物在干燥后的称重作为基本分析。被干燥和研磨过的植物碎末作为总氮（TKN）测量的准备，分析方法按照标准方法（APHA, 1998）。

2.2.2硝化及反硝化的测量

在湿地结构第三部分的前端沉淀物上层的五厘米处存在潜在的硝化反应。使用的试验介质中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20 g NaHCO3；0.3 g CaCl2·2H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化钠被用于抑制硝酸盐及亚硝酸盐的氧化。50mL沉淀污泥需要加入100mL试验介质25 ◦C在震荡器150 rpm转速下培养。这种经处理过的样本在被培养2，6，20和24小时后被收集。亚硝酸盐的浓度用光度计测量。由亚硝酸盐产量和培养时间数计算出的线性回归，评估出的角系数可以计算出潜在硝化反应的量。结果以在样品中的体积损耗规范化的计算出来，最后以干重（DW）及明确的每小时每克干物质产生nmol亚硝酸盐表示。

潜在亚硝化反应速率（PDR）被用乙炔抑制设备进行测量。 沉淀物样本在第三部分的后部的四个地点采集（两个分散采集，两个呈柱状采集直径3.5 cm），并且要立即用铝箔密封以防游离氧进入沉淀物样本。这四个样本分别投入四个容积为1500mL的锥形瓶中，加入添加营养元素的营养液进行培养（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。烧瓶顶部用氮气吹洗半个小时。烧瓶被置于旋转振荡器中60 rpm转速震荡。样本在黑暗处20 ◦C培养八小时。每个小时使用注射器进行气体取样。顶部样本用气象色谱仪分析N2O的浓度（日本金岛公司气象色谱仪GC-14B），气象色谱仪带有一个电子捕获探测器操作温度340 ◦C。潜在亚硝化的反应速率以mg N2O-N/m2沉淀物每小时表示。

2.2.3 微生物数量的分析

人工湿地沉淀物中的硝化和反硝化微生物使用以下培养基用最大可能数量法计算（Carter and Gregorich, 2006）。计算硝化细菌的培养基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO4·7H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl3·6H2O； 18.4mg CaCl2·7H2O； 1 L 蒸馏水；pH＝8.0。计算反硝化细菌的培养基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸馏水；pH 7.0。

用一根内径为4.7cm的玻璃管采集测量硝化和反硝化细菌的数量应远离泥水分界面（0–2 cm）及过深的深度（5–8 cm）。附着在岩石及水生植物体上的细菌剥离下来之后，然后用混合器将其溶于冷水驱散混合。经十个无菌的蒸馏水样稀释的沉淀物样本被转移到96格的包含各自培养基的微量滴定板上在28 ◦C下硝化细菌培养21 d反硝化细菌培养5 d。为了确定沉淀物的干重，10 g的沉淀物在105 ◦C下被隔夜烘干直至产生衡重样本。在人工湿地结构运行期间，硝化和反硝化细菌的数量要每两月进行一次计算。

2.2.4 统计分析

所有带有方差测验的统计分析都使用统计分析软件SPSS进行分析（Statistic Package for Social Science）。当p < 0.05时误差被认为是有效的。有效的误差用邓肯测试法进行评估。皮尔森相关分析适用于评估潜在反硝化效率和水力负荷之间有效的的线性相关，以及反硝化和水力负荷之间的关系。

3.结果

第二部分第三部分的出水中物理化学指标的变化在表1中给出，水的pH没有太大的变化。由于人工湿地结构第二部分的瀑布式溢流的被动充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相对较大。在第二部分入水的溶解氧平均值为：1.28±0.52 mg/L，出水中的平均值为：2.98±0.38mg/L。已观测到的对总悬浮物TSS的脱除率为84.60±9.6%。氮的脱除率是较高值的，脱除NH3-N和TN平均值为：83.11±10.2%，82.85±8.5%。在第二部分NH3-N和TN的脱除率分别为：72%和29%。在第二部分的硝化作用将很大部分的氮转化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用转移脱除。磷的脱除率观测到在64.15±7.9%。在第二时间段对于第一时间段各类超标污染物的脱除效率更高，因为第一时间短的水力负荷较低。但在两种不同的水力负荷下各类污染物的脱除效率是相似的（p < 0.02）。

图2显示了的研究调查期间12个月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脱除效率。在研究期间的时间段一和时间段二中，调研中的十二个月NH3-N和TN被有效脱除。脱氮效率在开始10周和最后10周是最高，由于温度较高的原因。人工湿地结构在冬季也显出了对于氮、磷和有机物的较高的脱除效率。另外由于硝化和反硝化作用而导致的氮素流失的量在夏季大于（p < 0.003）在冬季。当湿地中的pH值超过极大值7.7，氨的挥发可以被忽略，这个pH值下没有足够量的氨气的生成。在两种水力负荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脱除效率在统计上没有显著差异。

图2.实验期间THCW进水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量与脱除效率

图2中同样显示在湿地运行期间磷的脱除效率在最高的水力负荷下或是在冬季没有十分显著的波动。在冬季和夏季的运行中，出水的总磷TP浓度没有显著的差异。

5.结论

该研究显示，塔式复合人工湿地结构可以有效处理许多污染物，第一部分的处理目标为总悬浮物TSS和生物需氧量，第二个塔式部分的处理目标是硝化，第三部分的目标是反硝化。使用塔式结构的瀑布式水流而带来被动充氧以及由旁路直接注入第二部分的原污水，在促进硝化和反硝化方面的显示出了很大的促进。对于总悬浮物TSS，化学需氧量COD，氨氮NH3-N，总氮TN，总磷TP的脱除效率分别为：88.57±16.3%，84.60±9.6%，83.11±10.2%，82.85±8.5%，64.15±7.9%。显然，我们设计的系统在高的水力负荷下对于初级生活污水有一个高的脱氮能力。湿地结构污泥里的硝化细菌的数量较高，但反硝化细菌数量对于其他报道来说相对偏低。潜在硝化反应和潜在反硝化反应的数目是与硝化细菌和反硝化细菌数目相一致的。在湿地结构中硝化反应和反硝化反应是脱氮运行的主要机理。湿地种植物的含氮量显示出本土植物蔺草是最适合湿地结构的植物，因为它有冬季生长和工业可以利用的特点。对于环境教育项目，塔式复合人工湿地结构也提供了一个额外的好处，即美学的观赏价值。对于湿地结构的超过两年的现场检测研究，最佳化的入水分布和结构设计将会在将来的研究中逐一进行。
太多了，发不了

⑥ 污水排放口编号DW是什么意思

污水排放口的编号dw应该是管道的名称，或者是管道的材质吧？

⑦ 养猪场废水氨氮如何去除

现在，处理养猪场废水普遍采用的是固液分离加AO工艺来处理。厌氧池一般用UASB（升流式厌氧污泥床），但是厌氧池处理总氮可能受COD含量低，C/N比低等因素的影响，造成出水稳定性差，脱氮除磷效果不好。为了更好的处理氨氮，可以在好氧池加入专门的硝化菌进行处理。
关于污水处理菌你可以通过一下链接了解一下
http://ke..com/link?url=_Zxc_YIJ5X9JPEX-bVxh6nsKO-9D7VFv4PyVwpIoZH7OyzHAo8XXLpY_I6KHxhu9Td5g_f0TQwroU3YOUJmbRfDsvozMj_EngK

⑧ 化工图中冷却器RW是什么

冷凝器上水（进水）
补充：在工艺里面水有很多的，比如循环上水CWS,循环回专水CWR，工艺水PW，原水（新鲜水）属RW，冷冻水上水RWS，冷冻水回水RWR，自来水S，生产废水WW，化学污水CSW，锅炉给水BW，饮用水（生活水）DW，脱盐水DNW，消防水FW，软水SW，热水上水HWS,热水回水HWR

⑨ 磷化废水如何处理

我这面磷化废水主要采用化学沉淀处理的，不知道你那面磷的含量是多少；磷化回废水是2000mg/l左右，清答洗水是40左右，我这面流程是：
磷化废水-提升泵-调整池（加氢氧化钠）-反应池（加PAC）-絮凝池（加PAM）-沉淀池-清洗水的调节池-提升泵-调整池（加氢氧化钠）-反应池（加PAC）-絮凝池（加PAM）-沉淀池-过滤池-排放
最后P是0.4mg/l，是达标的

⑩ 电镀日处理废水1600吨的处理站投资需多少万元每吨废水的处理费用是多少

一般情况下每吨电镀废水的工程造价在3000元/吨左右，即投资在500万无左右。
每吨废水处理要看达到什么标准，如果做到一级达标排放，每吨处理费用在2.5元左右吧。