本發明屬于污/廢水處理技術領域，具體地涉及一種碎煤加壓氣化廢水生化出水的回用處理方法。
背景技術：
碎煤加壓氣化廢水含有大量的酚類、氰化物和苯等有毒有害物質，其氨氮、codcr和色度均較高，且可生化性較低，是公認難處理的工業廢水。碎煤加壓氣化廢水經過物化聯合生物兩級處理后，codcr仍然較高，達不到回用循環水的標準。特別地，研究表明，煤氣化廢水經過二級生物處理后，仍然含有許多氮雜環類、酯類和酚類等有毒有害且難降解的物質。
目前，碎煤加壓氣化廢水生化出水的回用處理通常采用的技術手段包括吸附、曝氣生物濾池、芬頓氧化、臭氧氧化和常規膜分離技術(如微濾、超濾、反滲透)等。實際應用中，常見的處理方法包括“吸附—超濾”、“芬頓(臭氧)氧化—曝氣生物濾池—超濾”等。上述組合處理方法往往存在化學藥劑投加量大、固體廢物產量大(如吸附劑和芬頓氧化產生的化學污泥等)、難降解有機污染物處理效率低和容易造成膜污染等缺點，且超濾膜等在化學清洗過程中加入的化學藥劑通常會引入新的污染并產生大量化學清洗廢液。
例如，中國專利cn103382072b提供了一種煤氣化廢水的處理方法，其中，深度處理部分采用了“臭氧氧化—好氧生物處理”的工藝方法。臭氧對一些有機物的降解僅僅局限于母體化合物結構上的變化，并且可能會生成毒性更大且不易被生物降解的中間氧化產物，從而影響好氧生物處理的效率。同時，臭氧氧化法存在臭氧利用率較低，實際氧化能力不足等缺點，且臭氧發生器耗電高，導致投資成本和運行成本均較高。此外，實踐中發現，臭氧發生器的穩定性也較差，由于其造價高，一般不設備用，一旦發生故障，會直接影響正常生產。
再例如，中國專利cn103145285b1公開了一種煤化工廢水的集成膜深度處理方法，該方法采用“混凝—活性焦吸附—超濾—反滲透—膜蒸餾”的工藝方法對煤化工廢水生化出水進行處理，整個處理過程中并未實現對廢水中有機污染物的真正分解，不是綠色、無污染的處理方法。
此外，中國專利cn103145285b1中公開的方法還具有以下缺點：
(1)活性焦吸附法會產生大量危險固體廢棄物，容易造成二次環境污染；活性焦吸附出水中仍然難免存在大分子有機物，會對膜分離裝置(超濾和反滲透裝置)的運行帶來膜堵塞和膜污染的風險。
(2)膜分離工段，cod不斷濃縮，產生高cod和高鹽的有機廢水，處理起來非常困難。受膜污染、膜堵塞和通量下降等困擾，膜分離裝置的使用壽命一般達不到設計使用年限。
(3)膜分離法正常運行需要消耗阻垢劑、殺菌劑、還原劑和化學清洗藥劑等，向廢水中引入了新的難降解污染物，容易在水系統內富集。
技術實現要素：
本發明的目的在于解決現有方法中的上述問題和不足，提供了一種碎煤加壓氣化廢水生化出水的回用處理方法。本發明的方法操作簡單、難降解有機污染物處理效率較高、化學藥劑投加量較少、運行穩定，不僅實現了廢水的高效回收利用，而且實現了難降解有機污染物的真正分解，避免了難降解有機污染物在水系統內的積累以及二次釋放污染風險。
本發明的目的是通過以下技術方案實現的。
本發明提供了一種碎煤加壓氣化廢水生化出水的回用處理方法，所述方法包括如下步驟：
(1)將碎煤加壓氣化廢水生化出水引入混凝沉淀單元中進行混凝沉淀處理；
(2)將步驟(1)中得到的混凝沉淀處理后的生化出水引入光催化單元中進行光催化氧化處理；
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入曝氣生物濾池中進行處理；和
(4)采用動態膜過濾器對步驟(3)中得到的處理后的生化出水進行過濾處理，得到回用水。
本發明中，術語“碎煤加壓氣化廢水生化出水”是指碎煤加壓氣化廢水經過常規預處理、序批式活性污泥法(sbr工藝)、厭氧好氧工藝法(a/o工藝)和/或多級a/o工藝生物處理后的廢水。所述碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr(這些codcr多為難生化降解的惰性物質和稠環或雜環大分子)通常為200～400mg/l，懸浮物(ss)為50～100mg/l，b/c比低于0.3，濁度為20～60ntu，ph為7.0～9.0。
通過步驟(1)可以去除碎煤加壓氣化廢水生化出水中殘留的大部分懸浮物、膠體和部分有機物等雜質，從而有效地減輕懸浮物等雜質對后續的光催化單元處理效率的影響。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(1)中所述混凝沉淀處理包括以下步驟：向混凝沉淀單元中的生化出水中投加混凝劑和助凝劑進行混凝和沉淀。
根據本發明提供的方法，其中，適合的混凝劑的實例包括聚合氯化鋁(pac)、聚合氯化鐵(pfc)和聚合硫酸鐵(pfs)，優選為pac和pfc。在一些實施方案中，混凝劑的投加量為50～300mg/l，在一些實施方案中為60～200mg/l，以及在一些實施方案中為80mg/l。
根據本發明提供的方法，其中，適合的助凝劑的實例包括陽離子、陰離子和非離子型聚丙烯酰胺(pam)，優選為陽離子和陰離子型pam。在一些實施方案中，助凝劑的投加量為0～3mg/l，在一些實施方案中為1～3mg/l，以及在一些實施方案中為1mg/l。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(1)中混凝的時間(即，加入絮凝劑后的反應時間)可以為15～40分鐘。在一些實施方案中，混凝時間為15～30分鐘，以及在一些實施方案中為20分鐘。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(1)中沉淀的時間為1～4小時。在一些實施方案中，沉淀的時間為2～4小時，以及在一些實施方案中為3小時。
經步驟(1)中混凝沉淀單元處理后，得到的混凝沉淀處理后的生化出水中ss不高于20mg/l。在一些實施方案中，混凝沉淀處理后的生化出水中codcr為200～400mg/l，濁度為5～15ntu，ph為7.0～9.0。在一些實施方案中，混凝沉淀處理后的生化出水的b/c比基本保持不變。
步驟(2)可以將生化出水中的難降解有機污染物徹底分解或轉化為易降解的小分子有機物。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(2)中所述的光催化氧化處理包括以下步驟：向光催化單元內待處理的生化出水中加入納米tio2光催化劑和/或雙氧水，在紫外光照射條件下進行光催化氧化反應。
不希望受理論限制，認為，納米tio2光催化劑和/或雙氧水在紫外光照射條件下會產生·oh，從而將難降解的大分子有機物(如，難生化降解的惰性物質和稠環或雜環大分子)分解為易生物降解的小分子有機物，并破壞原水中有色物質的發色基團或助色基團，從而提高廢水的可生化性。
根據本發明提供的方法，其中，所述納米tio2光催化劑的粒徑為10～150nm，優選為20～100nm。
根據本發明提供的方法，其中，適合用于本發明的雙氧水可以為工業級雙氧水。
根據本發明提供的方法，其中，納米tio2光催化劑的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.1～2.0‰。在一些實施方案中，可以根據光催化單元內待處理的生化出水的重量，一次性投加所需的納米tio2光催化劑。
根據本發明提供的方法，其中，以h2o2計，雙氧水的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.03～0.60‰。在一些實施方案中，可以在生化出水引入光催化單元的同時，向光催化單元中連續投加所需的雙氧水，以及在一些具體實施方案中，可以將雙氧水連續投加到光催化單元的進水。在一些具體實施方案中，在生化出水引入光催化單元的同時，向其中連續投加雙氧水，其中，以h2o2計，雙氧水的投加量為生化出水重量的0.03～0.60‰。
根據本發明提供的方法，其中，所述紫外光的波長為254nm。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(2)中可以向光催化單元內待處理的生化出水中單獨加入納米tio2光催化劑或雙氧水，也可以同時加入兩者。
在一些實施方案中，步驟(2)中向光催化單元內待處理的生化出水中單獨加入納米tio2光催化劑，其中，納米tio2光催化劑的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.5～2.0‰，在一些實施方案中為0.8～1.5‰，以及在一些實施方案中為1‰。
在一些實施方案中，步驟(2)中向光催化單元內待處理的生化出水中單獨加入雙氧水，其中，以h2o2計，雙氧水的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.03～0.60‰，在一些實施方案中為0.06～0.45‰，以及在一些實施方案中為0.30‰。
在一些實施方案中，步驟(2)中向光催化單元內待處理的生化出水中同時加入納米tio2光催化劑和雙氧水，其中，納米tio2光催化劑的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.1～1.0‰，優選為0.2～0.6‰，進一步優選為0.5‰；以及以h2o2計，雙氧水的投加量為光催化單元內待處理的生化出水重量的0.03～0.20‰，優選為0.05～0.15‰，進一步優選為0.09‰。
如本文所描述的，無論單獨投加納米tio2光催化劑或雙氧水，還是同時投加納米tio2光催化劑和雙氧水，納米tio2光催化劑和雙氧水均可以各自獨立地按照以上描述的方法投加。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(2)中向光催化單元內待處理的生化出水中單獨地或同時加入納米tio2光催化劑時，光催化單元中的生化出水的ph值控制為3.0～7.0。
本發明人出人預料地發現，將步驟(2)中反應體系的ph控制在3.0～7.0可以顯著提高tio2光催化的效率。因此，在步驟(2)中的光催化氧化處理中使用納米tio2光催化劑時，控制待處理廢水(生化出水)的ph，以提高光催化反應的效率，從而降低光催化單元的投資和運行成本。
在一些優選的實施方案中，步驟(2)中光催化單元中的生化出水的ph值控制為4.0～7.0，優選為5.0。
本發明中，可以采用無機酸諸如硫酸或鹽酸和無機堿諸如氫氧化鈉或氫氧化鉀來調節光催化單元中的生化出水的ph值，特別是提高光催化單元的進水的ph值。
相應地，步驟(2)中未向反應體系中投加納米tio2光催化劑時(即向光催化單元中的生化出水中單獨加入雙氧水時)，可以不調整光催化單元內生化出水(特別是光催化單元進水)的ph。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(2)中所述的光催化氧化處理還包括以下步驟：向光催化單元中的生化出水中通入空氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為3～5:1(m3：m3)。
本發明中，向光催化單元中的生化出水中通入空氣，一方面起到攪拌作用，另一方面可以為光催化反應提供氧氣。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(2)中光催化氧化處理的時間為30～240分鐘。在一些實施方案中，光催化氧化反應的時間為60～180分鐘，以及在一些實施方案中為120分鐘。
本發明中，經步驟(2)光催化單元處理單元處理后，得到的光催化氧化處理后的生化出水中codcr降至80～180mg/l，b/c比提升至0.3以上，優選為0.3～0.5，更優選為0.35～0.4。在一些實施方案中，光催化氧化處理后的生化出水中懸浮物不高于20mg/l，濁度為5～15ntu。
根據本發明提供的方法，其中，所述方法還包括：在驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入曝氣生物濾池之前，調節光催化氧化處理后的生化出水的ph至7.5～9.0。通過調節光催化氧化處理后的生化出水的ph，可以保證后續曝氣生物濾池(baf)處理的適宜條件。在一些實施方案中，可以采用無機酸諸如硫酸或鹽酸和無機堿諸如氫氧化鈉或氫氧化鉀來調節光催化單元出水的ph。
本發明中，步驟(3)可以進一步去除廢水中的殘余有機物。特別地，經光催化單元處理后，部分codcr被去除，同時提高了廢水的b/c比，光催化氧化處理后的生化出水進入曝氣生物濾池，更有利于微生物分解廢水中的codcr。
根據本發明提供的方法，其中，所述曝氣生物濾池的設計負荷為1.0～3.0kgcodcr/(m3·d)，優選為1.0～2.0kgcodcr/(m3·d)。
根據本發明提供的方法，其中，所述曝氣生物濾池內設有均質濾料填料層。在一些實施方案中，所述曝氣生物濾池底部還設有曝氣裝置。
根據本發明提供的方法，其中，所述濾料選自陶粒、活性焦和活性炭，其粒徑為4～10mm。
根據本發明提供的方法，其中，所述曝氣生物濾池的空床水力停留時間為2～8小時，優選為3～6小時，進一步優選為3小時。
根據本發明提供的方法，其中，所述曝氣生物濾池運行一定時間以后，由于懸浮物截留和生物膜脫落等原因會造成水頭損失增加，需要定期進行反沖洗，反沖洗產生的反洗水含有大量懸浮物等污染物，可以送至混凝沉淀單元進行處理。
經步驟(3)中曝氣生物濾池處理后，生化出水中codcr可降至50mg/l以下。在一些實施方案中，曝氣生物濾池處理后的生化出水中懸浮物不高于20mg/l，濁度為5～15ntu，ph為7.0～9.0。
根據本發明提供的方法，在所述步驟(4)中采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池的出水(即，曝氣生物濾池處理后的生化出水)進行過濾，以確保廢水的懸浮物和濁度等指標滿足回用需求。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜過濾器主要由進水泵、過濾器殼體、濾管、濾布、自動控制系統和相關閥門儀表組成，其工作過程可以分為預涂、過濾、卸餅和清洗4個步驟，上述4個步驟自動循環往復進行。
具體地，預涂階段，首先將助濾劑配制成濃度為3～8重量％的懸濁液，將助濾劑懸濁液泵入動態膜過濾器并循環5～20分鐘，助濾劑不斷在濾布表面積累并形成厚度均勻的濾餅層(動態膜)；過濾階段，生化出水經進水泵進入動態膜過濾器，在進水壓力作用下，懸浮物等被濾餅層截留，濾液經過濾餅層和濾管進入產水收集管，產水收集后進行回用；隨著過濾時間的延長，濾布上的濾餅層厚度不斷增大，當壓差達到4.5～5.5kgf/cm2時，停止過濾；卸餅階段，首先排凈過濾器罐體內的廢水，并向過濾器內通入壓縮空氣，濾餅在濾管外側空氣流的作用下進行脫水干燥，然后采用壓縮空氣反吹濾布(即壓縮空氣從濾管內側向外側反吹)，濾餅自動脫落，完成卸餅過程；清洗階段，卸餅完成后采用少量濾液由內向外沖洗濾管和濾布，至此完成一個工作周期。
本發明中，動態膜過濾器的處理效果主要由濾布表面形成的濾餅層(動態膜)決定，濾布的主要作用是支撐動態膜。
根據本發明提供的方法，其中，濾布上的動態膜由助濾劑形成。適合的助濾劑的實例包括但不限于活性焦和活性炭，優選為活性焦。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜的厚度為1～4mm，優選為1～3mm，進一步優選為2～3mm。
根據本發明提供的方法，其中，動態膜過濾器過濾精度主要取決于濾餅層本身。在一些實施方案中，所述動態膜過濾器的精度為0.1～200μm，在一些實施方案中為0.5～200μm，在一些實施方案中為0.5～2μm，以及在一些實施方案中為0.5～1μm。
根據本發明提供的方法，其中，所述助濾劑堆密度為0.3～0.8g/cm3，優選為0.5～0.7g/cm3。
根據本發明提供的方法，其中，助濾劑的投加量與濾布面積和助濾劑自身密度等有關。每平方米濾布面積通常需約1.0～2.1kg的助濾劑。
本發明中，所述助濾劑的滲透率可以為0.2～10達西(darcy)，優選為0.5～5達西。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜過濾器的設計通量為0.3～2.0m3/m2，優選為0.5～1.2m3/m2，進一步優選為0.8～1.0m3/m2。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜過濾器的進水壓力為0.3～0.6mpa。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(4)還包括以下步驟：停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到含水率為40～50％的濾餅。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜過濾器配有壓縮空氣反吹系統，所述壓縮空氣的氣源壓力為0.5～0.8mpa。
根據本發明提供的方法，其中，所述動態膜過濾器的濾布材質可以是工業濾布、無紡布、尼龍和絲網，其孔徑可以為60～150μm，優選為70～100μm。
根據本發明提供的方法，其中，所述濾管的材質選自不銹鋼和工程塑料(如pp、pps、pvdf和ptfe)等。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(4)還可以包括以下步驟：在過濾過程中，向動態膜過濾器的進水中投加助濾劑，其投加量為進水重量的0.05～1.50‰，優選為0.08～0.5‰，進一步優選為0.1‰。
根據本發明提供的方法，其中，為保證實現連續處理，所述動態膜過濾器的數量不低于2臺。
根據本發明提供的方法，其中，步驟(4)中得到的濾餅的含水率為40～50％，不需脫水設備另行處理。所述濾餅可以與燃煤混合摻燒處理，既能達到徹底減量化、無害化的目的，又能回收熱量。
經步驟(4)動態膜過濾器處理后，最終出水可以穩定實現codcr≤50mg/l，ss≤10mg/l，濁度≤5ntu，ph為7.0～9.0，滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求，可以作為循環冷卻水的補水進行回用。
本發明方法具有以下優點：
(1)本發明充分考慮到了碎煤加壓氣化廢水生化出水codcr仍然較高且難生物降解的特點，提出了“混凝沉淀單元—光催化單元—曝氣生物濾池—動態膜過濾器”的處理工藝。該工藝方法不但實現了對廢水中難降解大分子有機污染物的真正分解，解決了難降解有機污染物等惰性物質在水處理系統中的富集問題，避免了難降解有機污染物在水系統內的積累以及二次釋放污染風險。本發明的方法操作簡單、難降解有機污染物處理效率較高、化學藥劑投加量較少、運行穩定，避免了常規膜分離工藝中的基建投資高、通量低、膜使用壽命有限和膜污染等問題。
(2)本發明在光催化單元向反應體系中加入納米tio2光催化劑，并向光催化單元進水中投加工業級雙氧水，或者只加入二者種的一種，運行方式靈活，處理效率高，可以提高廢水的b/c比，不會帶入新的藥劑污染，避免了吸附法等工藝所存在的污染物轉移風險、芬頓氧化工藝產泥量大的問題以及臭氧氧化法處理效率較低且運行不夠穩定等不足。
(3)本發明采用曝氣生物濾池對光催化單元的出水進行生物處理，充分利用了光催化單元可以改善b/c比的優勢作用，使得廢水中的codcr進一步得到去除，而且成本低廉。
(4)本發明采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行高精度過濾，可以有效地去除懸浮物、膠體物質和細菌病毒等，從而保障出水水質。動態膜過濾器采用助濾劑的方式運行，避免了常規膜分離工藝(如超濾膜)所存在的膜污染和膜堵塞問題。采用活性焦作為助濾劑，用量相對較低，濾餅可以與燃煤混合摻燒處理，既能達到徹底減量化、無害化的目的，又能回收熱量。
(5)本發明提供的方法運行方式靈活，操作簡單，工藝管理方便，化學藥劑消耗和固體廢物產生量低，難降解有機污染物處理效率高，出水水質有保證，基建投資和運行成本低，且碎煤加壓氣化廢水生化出水經處理后可以達到hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
附圖說明
以下，結合附圖來詳細說明本發明的實施方案，其中：
圖1示出了本發明的碎煤加壓氣化廢水生化出水的回用處理方法的流程示意圖。
具體實施方式
下面結合具體的實施例，進一步闡述本發明。這些實施例僅用于說明本發明，而不用于以任何形式限制本發明的范圍。基于本發明提供的方法，通過對本發明作各種改動或修改而形成的等價形式同樣落入本申請所附權利要求書所限定的范圍。
本部分對本發明試驗中所使用到的材料以及試驗方法進行一般性的描述。雖然為實現本發明目的所使用的許多材料和操作方法是本領域公知的，但是本發明仍然在此作盡可能詳細描述。本領域技術人員清楚，在上下文中，如果未特別說明，本發明所用材料和操作方法是本領域公知的。
實施例1
待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr為350mg/l，b/c比為0.23，ph為8.3，濁度為38ntu，ss為80mg/l。參照圖1，按照如下步驟對上述生化出水進行處理：
(1)將待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水(即，原水)引入混凝沉淀單元，并加入100mg/l的pac和1mg/l陽離子型pam(購自北京雁歸來環保科技有限公司)，混凝20分鐘，沉淀3小時，出水中codcr為335mg/l，b/c比為0.21，ss為18mg/l，濁度為12ntu，ph為8.1。
(2)將混凝沉淀單元的出水引入光催化單元，控制光催化單元的進水ph為5.0，在波長為254nm的紫外光照射條件下，向光催化單元的反應體系中加入粒徑為20nm的納米tio2光催化劑，其投加量為反應體系的1‰(質量分數)；向反應體系通入空氣進行攪拌，同時為光催化反應提供氧氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為4:1(m3：m3)；反應時間為3小時。
光催化單元出水(光催化氧化處理后的生化出水)的codcr為180mg/l，b/c比為0.40，ss為20mg/l，濁度為13ntu，ph為8.6。
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入活性焦曝氣生物濾池中進行處理，其中，活性焦曝氣生物濾池的設計負荷為1.8kgcodcr/(m3·d)，空床停留時間為3小時，活性焦濾料的粒徑為8mm。
曝氣生物濾池的出水中codcr為45mg/l，ss為15mg/l，濁度為10ntu，ph為8.1。
(4)在0.6mpa的進水壓力下，采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行過濾，動態膜過濾器的運行周期為4小時，設計通量為0.8m3/m2，濾布為無紡布，其孔徑為100μm。助濾劑選用活性焦，堆積密度為0.5g/cm3，滲透率為0.5達西，每平方米濾布的預涂量為1.5kg。動態膜厚度為3mm，過濾精度為0.5μm。
步驟(4)中得到的回用水中codcr≤45mg/l，ss≤6mg/l，濁度≤3ntu，ph為8.0，滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入氣源壓力為0.8mpa的壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到濾餅。
上述處理方法僅在混凝沉淀單元產生少量化學污泥，固體廢物產生量低；動態膜過濾器工作過程產生的濾餅含水率為46％，與燃煤混合后摻燒處理。
實施例2
待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr為350mg/l，b/c比為0.23，ph為8.3，濁度為38ntu，ss為80mg/l。參照圖1，按照如下步驟對上述生化出水進行處理：
(1)將待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水(即，原水)引入混凝沉淀單元，并加入80mg/l的pfc和1mg/l陽離子型pam(購自北京雁歸來環保科技有限公司)，混凝20分鐘，沉淀3小時，出水中codcr為335mg/l，b/c比為0.21，ss為18mg/l，濁度為12ntu，ph為8.1。
(2)將混凝沉淀單元的出水引入光催化單元，在波長為254nm的紫外光照射條件下，向光催化單元的反應體系中加入粒徑為20nm的納米tio2光催化劑，其投加量為反應體系的1‰(質量分數)；向反應體系通入空氣進行攪拌，同時為光催化反應提供氧氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為4:1(m3：m3)；反應時間為3小時。
光催化單元出水(光催化氧化處理后的生化出水)的codcr為255mg/l，b/c比為0.29，ss為20mg/l，濁度為13ntu，ph為8.6。
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入活性焦曝氣生物濾池中進行處理，其中，活性焦曝氣生物濾池的設計負荷為1.8kgcodcr/(m3·d)，空床停留時間為3小時，活性焦濾料的粒徑為8mm。
曝氣生物濾池的出水中codcr為160mg/l，ss為15mg/l，濁度為10ntu，ph為8.2。
(4)在0.6mpa的進水壓力下，采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行過濾，動態膜過濾器的運行周期為4小時，設計通量為0.8m3/m2，濾布為無紡布，其孔徑為100μm。助濾劑選用活性焦，堆積密度為0.5g/cm3，滲透率為0.5達西，每平方米濾布的預涂量為1.5kg。動態膜厚度為3mm，過濾精度為0.5μm。
步驟(4)中得到的回用水中codcr≤160mg/l，ss≤6mg/l，濁度≤3ntu，ph為8.0，其中，codcr不滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入氣源壓力為0.8mpa的壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到濾餅。
上述處理方法僅在混凝沉淀單元產生少量化學污泥，固體廢物產生量低；動態膜過濾器工作過程產生的濾餅含水率為46％，與燃煤混合后摻燒處理。
與實施例1步驟(2)中將反應體系的ph控制為5.0相比，光催化單元對codcr的去除率明顯降低，從而整個處理工藝方法的處理效率。
實施例3
待處理碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr為260mg/l，b/c比為0.20，ph為8.0，濁度為32ntu，ss為70mg/l。參照圖1，按照如下步驟對上述生化出水進行處理：
(1)將待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水(即，原水)引入混凝沉淀單元，并加入80mg/lpfs和3mg/l陰離子型pam(購自北京雁歸來環保科技有限公司)，混凝20分鐘，沉淀3小時，出水中codcr為250mg/l，b/c比為0.19，ss為16mg/l，濁度為10ntu，ph為7.9。
(2)將混凝沉淀單元的出水引入光催化單元，在波長為254nm的紫外光照射條件下，向光催化單元進水中加入工業級雙氧水，其投加量為進水量的0.3‰(質量分數，以純h2o2計)；向反應體系通入空氣進行攪拌，同時為光催化反應提供氧氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為3:1(m3：m3)；反應時間為2小時。
光催化單元出水(光催化氧化處理后的生化出水)的codcr為130mg/l，b/c比為0.38，ss為18mg/l，濁度為11ntu，ph為8.3。
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入陶粒曝氣生物濾池中進行處理，其中，陶粒曝氣生物濾池的設計負荷為1.5kgcodcr/(m3·d)，空床停留時間為3小時，陶粒濾料的粒徑為10mm。
曝氣生物濾池的出水codcr為40mg/l，ss為15mg/l，濁度為10ntu，ph為7.8。
(4)在0.6mpa的進水壓力下，采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行過濾，動態膜過濾器的運行周期為3小時，設計通量為1.0m3/m2，濾布孔徑為80μm。助濾劑選用活性焦，堆積密度為0.5g/cm3，滲透率為1達西，每平方米濾布的預涂量為1.2kg。動態膜厚度為2.4mm，過濾精度為0.8μm。
步驟(4)中得到的回用水中codcr≤40mg/l，ss≤8mg/l，濁度≤5ntu，ph為7.9，滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
本方法在光催化氧化單元采用“紫外+雙氧水”對碎煤加壓氣化廢水生化出水進行處理，反應速率快，不需要調節ph和投加催化劑，是一種綠色、無污染的廢水凈化方法。
停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入氣源壓力為0.8mpa的壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到濾餅。
上述處理方法僅在混凝沉淀單元產生少量化學污泥，固體廢物產生量低；動態膜過濾器工作過程產生的濾餅含水率為44％，與燃煤混合后摻燒處理。
實施例4
待處理碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr為210mg/l，b/c比為0.18，ph為7.8，濁度為29ntu，ss為60mg/l。參照圖1，按照如下步驟對上述生化出水進行處理：
(1)將待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水(即，原水)引入混凝沉淀單元，并加入60mg/lpac和1mg/l陽離子型pam(購自北京雁歸來環保科技有限公司)，混凝20分鐘，沉淀3小時，出水中codcr為205mg/l，b/c比為0.16，ss為15mg/l，濁度為8ntu，ph為7.5。
(2)將混凝沉淀單元的出水引入光催化單元，控制光催化單元的進水ph為7.0，在波長為254nm的紫外光照射條件下，向光催化單元的反應體系中加入粒徑為100nm的納米tio2光催化劑，并向光催化單元進水中投加工業級雙氧水，納米tio2光催化劑投加量為反應體系的0.5‰(質量分數)，工業級雙氧水投加量為進水量的0.09‰(質量分數，以純h2o2計)；向反應體系通入空氣進行攪拌，同時為光催化反應提供氧氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為3:1(m3：m3)；反應時間為3小時。
光催化單元出水(光催化氧化處理后的生化出水)的codcr為100mg/l，b/c比為0.36，ss為19mg/l，濁度為9ntu，ph為8.1。
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入活性炭曝氣生物濾池中進行處理，其中，活性炭曝氣生物濾池的設計負荷為1.0kgcodcr/(m3·d)，空床停留時間為3小時，活性炭濾料的粒徑為4mm。
曝氣生物濾池的出水codcr為35mg/l，ss為15mg/l，濁度為8ntu，ph為7.8。
(4)在0.3mpa的進水壓力下，采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行過濾，動態膜過濾器的運行周期為5小時，設計通量為1.0m3/m2，濾布為無紡布，其孔徑為70μm。助濾劑選用活性焦，堆積密度為0.5g/cm3，滲透率為5達西，每平方米濾布的預涂量為1.0kg。動態膜厚度為2mm，過濾精度為1.0μm。
步驟(4)中得到的回用水中codcr≤35mg/l，ss≤6mg/l，濁度≤3ntu，ph為7.7，滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入氣源壓力為0.5mpa的壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到濾餅。
由于本方法在光催化氧化單元采用“紫外+tio2+雙氧水”對碎煤加壓氣化廢水生化出水進行處理，tio2光催化劑的投加量可以降低50％，且出水codcr較低。
上述處理方法僅在混凝沉淀單元產生少量化學污泥，固體廢物產生量低；動態膜過濾器工作過程產生的濾餅含水率為41％，與燃煤混合后摻燒處理。
實施例5
待處理碎煤加壓氣化廢水生化出水的codcr為210mg/l，b/c比為0.18，ph為7.8，濁度為29ntu，ss為60mg/l。參照圖1，按照如下步驟對上述生化出水進行處理：
(1)將待處理的碎煤加壓氣化廢水生化出水(即，原水)引入混凝沉淀單元，并加入60mg/lpac和2mg/l陰離子型pam(購自北京雁歸來環保科技有限公司)，混凝20分鐘，沉淀3小時，出水中codcr為205mg/l，b/c比為0.16，ss為15mg/l，濁度為8ntu，ph為7.5。
(2)將混凝沉淀單元的出水引入光催化單元，控制光催化單元的進水ph為7.0，在波長為254nm的紫外光照射條件下，向光催化單元的反應體系中加入粒徑為100nm的納米tio2光催化劑，并向光催化單元進水中投加工業級雙氧水，納米tio2光催化劑投加量為反應體系的0.5‰(質量分數)，工業級雙氧水投加量為進水量的0.09‰(質量分數，以純h2o2計)；向反應體系通入空氣進行攪拌，同時為光催化反應提供氧氣，其中，以每小時空氣通入量：每小時待處理生化出水加入量計，氣水比為3:1(m3：m3)；反應時間為3小時。
光催化單元出水(光催化氧化處理后的生化出水)的codcr為100mg/l，b/c比為0.36，ss為19mg/l，濁度為9ntu，ph為8.1。
(3)將步驟(2)中得到的光催化氧化處理后的生化出水引入活性炭曝氣生物濾池中進行處理，其中，活性炭曝氣生物濾池的設計負荷為1.0kgcodcr/(m3·d)，空床停留時間為3小時，活性炭濾料的粒徑為4mm。
曝氣生物濾池的出水codcr為35mg/l，ss為15mg/l，濁度為8ntu，ph為7.8。
(4)在0.3mpa的進水壓力下，采用動態膜過濾器對曝氣生物濾池出水進行過濾，動態膜過濾器的運行周期為5小時，設計通量為1.0m3/m2，濾布為無紡布，其孔徑為70μm。助濾劑選用活性焦，堆積密度為0.5g/cm3，滲透率為5達西，每平方米濾布的預涂量為1.0kg。動態膜厚度為2mm，過濾精度為1.0um。
特別地，為了增強過濾效果，在過濾過程中，向動態膜過濾器的進水中連續投加助濾劑，其投加量為進水重量0.1‰。
步驟(4)中得到的回用水中codcr≤30mg/l，ss≤5mg/l，濁度≤3ntu，ph為7.8，滿足hg/t3923-2007中再生水用作循環冷卻水的水質要求。
停止過濾后，排出動態膜過濾器罐體內的廢水，向動態膜過濾器內通入氣源壓力為0.5mpa的壓縮空氣以使動態膜脫水，以及用壓縮空氣反吹動態膜，從而得到濾餅。
上述處理方法僅在混凝沉淀單元產生少量化學污泥，固體廢物產生量低；動態膜過濾器工作過程產生的濾餅含水率為45％，與燃煤混合后摻燒處理。
盡管本發明已進行了一定程度的描述，明顯地，在不脫離本發明的精神和范圍的條件下，可進行各個條件的適當變化。可以理解，本發明不限于所述實施方案，而歸于權利要求的范圍，其包括所述每個因素的等同替換。