CN110482714A - 一种含硒含镉废水的处理方法 - Google Patents
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Abstract
本发明属于水处理领域，尤其涉及一种含硒含镉废水的处理方法。本发明提供的处理方法包括以下步骤：在酸性条件和碳源存在下，含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在反应器中混合反应；之后进行沉淀，得到处理后废水。本发明基于生物强化技术，通过使用枯草芽孢杆菌对活性污泥进行生物强化，可使生物强化后的活性污泥在低温下对水体中的硒、镉、COD等污染物进行有效去除。采用本发明提供的方法在SBR反应器中对酸性(pH＝4)含硒含镉(3.6～11.24mg/L)废水进行处理，结果表明：SBR反应器可在6～14℃下稳定运行，在80个运行周期内的硒、镉去除率分别在95％、90％以上。
Description
技术领域
本发明属于水处理领域，尤其涉及一种含硒含镉废水的处理方法。
背景技术
硒是一种非金属元素，是人和动物生理必需的微量元素，微量的硒具有防癌及保护肝脏的作用。但是如果人体持续摄入高硒食物、水等，可导致硒在体内蓄积而引起硒中毒，引发胃肠功能紊乱，产生致突变作用及对细胞内遗传物质的损伤作用，甚至会引起细胞癌变，所以必须严格控制水体中的硒含量。
镉是一种重要的工业原材料，其开采、冶炼和加工的过程中会产生大量的含镉废水。镉对人体有害，它可以通过食物链在人体蓄积，或者直接作用于人体而引发急、慢性镉中毒：急性镉中毒主要表现为发热、咳嗽、乏力、胸闷、肢体酸痛等；慢性镉中毒主要表现为尿镉升高，病情继续发展会造成肾脏、肝脏及肺部损害，并伴有骨质疏松症和骨质软化症。因此，为了避免镉中毒事件的发生，含镉废水在排放前必须进行处理。
发明内容
有鉴于此，本发明的目的在于提供一种含硒含镉废水的处理方法，本发明提供的处理方法可在低温下对水体中的硒、镉进行有效去除。
本发明提供了一种含硒含镉废水的处理方法，包括以下步骤：
在酸性条件和碳源存在下，含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在反应器中混合反应；之后进行沉淀，得到处理后废水。
优选的，所述枯草芽孢杆菌液的OD值为0.8～1.2，所述枯草芽孢杆菌液在反应体系中的占比为3～10vol％；
所述活性污泥的MLSS为2000～5000mg/L，所述活性污泥在反应体系中的占比为3～10vol％。
优选的，所述酸性条件的pH值为3.5～4.5。
优选的，所述碳源为甲醇。
优选的，混合反应过程中，所述甲醇在反应器中的初始浓度为10～30mg/L。
优选的，所述混合反应的温度为6～13℃。
优选的，所述混合反应的时间为2～5h。
优选的，所述混合反应时的溶解氧含量控制在3～5mg/L。
优选的，所述沉淀的方式为静置沉淀，所述静置沉淀的时间为30～50min。
优选的，所述含硒含镉废水的硒含量为3～12mg/L，镉含量为3～12mg/L。
与现有技术相比，本发明提供了一种含硒含镉废水的处理方法。本发明提供的处理方法包括以下步骤：在酸性条件和碳源存在下，含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在反应器中混合反应；之后进行沉淀，得到处理后废水。本发明基于生物强化技术，通过使用枯草芽孢杆菌对活性污泥进行生物强化，可使生物强化后的活性污泥在低温下对水体中的硒、镉、COD等污染物进行有效去除。采用本发明提供的方法在SBR反应器中对酸性(pH＝4)含硒含镉(3.6～11.24mg/L)废水进行处理，结果表明：SBR反应器可在6～14℃下稳定运行，在80个运行周期内的硒、镉去除率分别在95％、90％以上。
附图说明
为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例或现有技术描述中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据提供的附图获得其他的附图。
图1是本发明实施例1提供的剩余硒浓度与时间的变化曲线图；
图2是本发明实施例1提供的剩余镉浓度与时间的变化曲线图；
图3是本发明实施例2提供的不同pH值条件下硒、镉去除率柱状图；
图4是本发明实施例2提供的不同温度下硒、镉去除率柱状图；
图5是本发明实施例2提供的不同碳源条件下硒、镉去除率柱状图；
图6是本发明实施例3提供的SBR反应器结构示意图；
图7是本发明实施例3提供的4个阶段期间不同运行条件下硒、镉、COD的去除率及反应器温度变化图；
图8是本发明实施例4提供的FTIR图；
图9是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥200nm下透射电镜图；
图10是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥50nm下透射电镜图；
图11是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥的能谱分析图；
图12是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥200nm下透射电镜图；
图13是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥50nm下透射电镜图；
图14是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥的能谱分析图。
具体实施方式
下面对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
本发明提供了一种含硒含镉废水的处理方法，包括以下步骤：
在酸性条件和碳源存在下，含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在反应器中混合反应；之后进行沉淀，得到处理后废水。
在本发明提供的处理方法中，首先将含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在酸性条件和碳源存在下混合反应。其中，所述含硒含镉废水的硒含量优选为3～12mg/L，具体可为3mg/L、3.5mg/L、3.66mg/L、4mg/L、4.5mg/L、5mg/L、5.5mg/L、6mg/L、6.5mg/L、7mg/L、7.5mg/L、7.9mg/L、8mg/L、8.5mg/L、9mg/L、9.5mg/L、10mg/L、10.5mg/L、11mg/L、11.5mg/L或12mg/L；所述含硒含镉废水的镉含量优选为3～12mg/L，具体可为3mg/L、3.5mg/L、4mg/L、4.5mg/L、5mg/L、5.5mg/L、6mg/L、6.5mg/L、6.89mg/L、7mg/L、7.5mg/L、8mg/L、8.5mg/L、9mg/L、9.5mg/L、10mg/L、10.5mg/L、11mg/L、11.24mg/L、11.5mg/L或12mg/L。
在本发明提供的处理方法中，所述枯草芽孢杆菌液优选从富硒温泉中分离、纯化获得；所述枯草芽孢杆菌液的OD值(optical density，光密度)优选为0.8～1.2，具体可为0.8、0.9、1、1.1或1.2；所述枯草芽孢杆菌液在反应体系中的占比优选为3～10vol％，具体可为3vol％、4vol％、5vol％、6vol％、7vol％、8vol％、9vol％或10vol％。
在本发明提供的处理方法中，所述活性污泥的MLSS(mixed liquor suspendedsolids，混合液悬浮固体)优选为2000～5000mg/L，更优选为3000～4000mg/L；所述活性污泥在反应体系中的占比优选为3～10vol％，具体可为3vol％、4vol％、5vol％、6vol％、7vol％、8vol％、9vol％或10vol％。
在本发明提供的处理方法中，所述酸性条件既可以由含硒含镉废水提供，也可以通过外加pH调节剂进行调控；所述酸性条件的pH值优选为3.5～4.5，具体可为3.5、4或4.5。在本发明提供的一个实施例中，所述酸性条件的pH值还可以选择5、5.5、6、6.5或6.9。
在本发明提供的处理方法中，所述碳源既可以由含硒含镉废水提供，也可以是外加碳源；所述碳源优选为甲醇；混合反应过程中，所述甲醇在反应器中的初始浓度优选为10～25mg/L，具体可为10mg/L、15mg/L、20mg/L或25mg/L。在本发明提供的一个实施例中，所述碳源还可以选择乙酸、乳酸钠和葡萄糖中的一种或多种。
在本发明提供的处理方法中，所述混合反应时的溶解氧含量优选控制在3～5mg/L，具体可为3mg/L、3.5mg/L、4mg/L、4.5mg/L或5mg/L。
在本发明提供的处理方法中，所述混合反应的温度优选为6～13℃，具体可为6℃、6.9℃、7℃、8℃、8.8℃、9℃、9.4℃、9.8℃、10℃、11℃、12℃或13℃。
在本发明提供的处理方法中，所述混合反应的时间优选为2～5h，具体可为2h、2.5h、3h、3.5h、4h、4.5h或5h；在本发明提供的一个实施例中，所述混合反应的时间还可以选择6h、12h、15h、18h、21h或24h。
在本发明提供的处理方法中，混合反应结束后，反应后的混合体系进行沉淀。其中，所述沉淀的方式优选为静置沉淀，所述静置沉淀的时间优选为30～50min，具体可为30min、40min或50min。沉淀过程中，混合体系逐渐分层，沉淀结束后，形成的上层清液即为处理后废水。
在本发明提供的处理方法中，所述混合反应和沉淀优选均在SBR(SequencingBatch Reactor Activated Sludge Process，序批式活性污泥法)反应器中进行，所述SBR反应器在处理废水之前，先接种枯草芽孢杆菌液和活性污泥。在本发明提供的一个实施例中，所述SBR反应器在运行时，每个运行周期包括进水、混合反应、沉淀和排水4个过程。其中，所述混合反应和沉淀的可选择条件在上文中已经介绍，在此不再赘述；所述进水的时间优选为5～10min，具体可为10min；所述排水的时间优选为5～10min，具体可为5min。
本发明基于生物强化技术，通过使用枯草芽孢杆菌对活性污泥进行生物强化，可使生物强化后的活性污泥在低温下对水体中的硒、镉、COD进行有效去除。采用本发明提供的方法在SBR反应器中对酸性(pH＝4)含硒含镉(3.6～11.24mg/L)废水进行处理，结果表明：SBR反应器可在6～13℃下稳定运行，在80个运行周期内的硒、镉去除率分别在95％、90％以上。
为更清楚起见，下面通过以下实施例进行详细说明。
在本发明的下述实施例中，所采用的枯草芽孢杆菌液来源如下：从江西省宜春市某富硒温泉中分离、纯化4株细菌，16S rDNA鉴定表明这4株细菌均为枯草芽孢杆菌；将4株细菌等份混合，得到枯草芽孢杆菌液(OD＝1.0)。
在本发明的下述实施例中，所采用的活性污泥取自浙江省杭州市某污水处理厂，MLSS为3000～4000mg/L。
实施例1
酸性含硒含镉废水反应主体的确定
设置4组实验，分别以此前除硒效果最佳的B菌(Bacillus subtilis，基因登录号MG417098)、枯草芽孢杆菌液、活性污泥、枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)作为微生物反应主体。先将这4组微生物在25℃、150r/min恒温振荡器中培养1天，离心收集沉淀；然后按10％体积比接种到含有250mL培养基的锥形瓶中，培养基配方(mg/L)：NH4Cl(300)、KH2PO4(250)、Na2PO4(250)、CaCl2·7H2O(15)、MgCl2(120)、KCl(250)，加入终浓度为20mg/L(21.2mg/L COD)葡萄糖作为的碳源。在25℃、150r/min、初始pH＝7的条件下，反应10天，每天取样1次，测定其剩余硒、镉及葡萄糖含量，每组试验设置3个平行，比较硒、镉的去除效果。
结果如图1～2所示，图1是本发明实施例1提供的剩余硒浓度与时间的变化曲线图；图2是本发明实施例1提供的剩余镉浓度与时间的变化曲线图。
通过图1～2可以看出，在4组10％体积比接种微生物的情况下，在10天反应过程中，硒浓度逐渐降低(图1)。以枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)作为反应主体时，1～4天去除较为缓慢，第4天去除率为26.63％；从第5天开始，去除速率加快，反应第8天后，去除效果达87.97％；反应10天后，硒、镉去除效能最佳，总硒去除率为94.91％。4组反应主体对镉的去除速率较快(图2)，当反应1天后，枯草芽孢杆菌液+活性污泥对镉去除率达93.53％；当反应10天时，其对镉的去除效果达99.13％。4组反应主体中，B菌对葡萄糖的消耗较大，其他3组对葡萄糖消耗较少；枯草芽孢杆菌液+活性污泥经过10天反应，只消耗3.08mg/L葡萄糖。因此，更建议选择去除硒、镉效果较好且消耗葡萄糖最少的枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)作为SBR反应主体。
实施例2
环境因素对含硒含镉废水处理的影响
选取pH值、温度、碳源、反应时间作为环境因素，考察其对含硒含镉废水生物强化处理的影响：
1)pH值
配制模拟硒、镉废水(硒含量5mg/L、镉含量10mg/L)，将其加入到250mL锥形瓶中，然后按10％体积比接种枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)至锥形瓶中，接着向锥形瓶中加入甲醇(添加量2g/L)，设置pH值为4.0、5.0、6.0、7.0、8.0，在25℃、150r/min条件下振荡培养24h，测定硒、镉去除效果。水样中，总硒含量采用3’3-二氨基联苯胺分光光度法测定，镉含量采用原子吸收分光光度法进行测定，设置3组平行试验取平均值。
结果如图3所示，图3是本发明实施例2提供的不同pH值条件下硒、镉去除率柱状图。通过图3可以看出，pH分别为4、5、6、7、8时，硒/镉去除率分别为92.33％/69.68％、87.08％/60.33％、98.10％/58.66％、94.70％/58.66％、95.67％/63.78％，可见，本发明提供的方案对含硒含镉酸性废水(pH＝4)有较好的去除效果。
2)温度
配制模拟硒、镉废水(硒含量5mg/L、镉含量10mg/L)，将其加入到250mL锥形瓶中，然后按10％体积比接种枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)至锥形瓶中，接着向锥形瓶中加入甲醇(添加量2g/L)，设置温度分别为20℃、25℃、30℃、37℃、45℃，在pH值＝4、150r/min条件下振荡培养24h，测定硒、镉去除效果。水样中，总硒含量采用3’3-二氨基联苯胺分光光度法测定，镉含量采用原子吸收分光光度法进行测定，设置3组平行试验取平均值。
结果如图4所示，图4是本发明实施例2提供的不同温度下硒、镉去除率柱状图。通过图4可以看出，初始温度为20℃、25℃、30℃、37℃、45℃时，对含硒/含镉废水去除效果分别为90.63％/99.20％、97.02％/60.22％、95.57％/35.48％、94.73％/61.35％、99.00％/58.92％，说明酸性含硒含镉可以在常温下进行处理。
3)碳源
配制模拟硒、镉废水(硒含量5mg/L、镉含量10mg/L)，将其加入到250mL锥形瓶中，然后按10％体积比接种枯草芽孢杆菌液+活性污泥(体积比为1：1)至锥形瓶中，接着向锥形瓶中加入不同的碳源，碳源选择为甲醇、乙酸、乳酸钠和葡萄糖，碳源添加量为2g/L。在25℃pH值＝4、150r/min条件下振荡培养24h，测定硒、镉去除效果。水样中，总硒含量采用3’3-二氨基联苯胺分光光度法测定，镉含量采用原子吸收分光光度法进行测定，设置3组平行试验取平均值。
结果如图5所示，图5是本发明实施例2提供的不同碳源条件下硒、镉去除率柱状图。通过图5可以看出，当选择甲醇作为碳源时，硒、镉去除率最高，分别为91.29％、96.66％。
实施例3
酸性含硒含镉废水的SBR生物强化处理
1)试验装置
采用如图6所示结构的SBR反应器处理酸性含硒含镉废水，图6是本发明实施例3提供的SBR反应器结构示意图，其中，1表示溶氧仪，2表示pH计，3表示搅拌桨。所述SBR反应器的有效体积为：1L(直径：10.40cm、高：11.77cm)。
2)运行方式及运行条件
配制模拟硒、镉废水，按10％体积比接种50mL枯草芽孢杆菌液(OD＝1)和50mL活性污泥(MLSS＝3000～4000mg/L)至SBR反应器，运行24h，每小时取样，测定硒、镉浓度，通过预试验确定适宜的反应时间为3h。
因此，将SBR反应器的1个运行周期设置为4h，包括：进水5min、反应3h、沉淀45min和排水10min；共连续运行4个阶段，每个阶段运行20个周期，各阶段运行工况如表1所示：
表1 SBR反应器不同阶段运行状况
3)处理结果
使用SBR反应器在表1运行条件下对酸性含硒含镉废水进行处理，结果如图7所示，图7是本发明实施例3提供的4个阶段期间不同运行条件下硒、镉、COD的去除率及反应器温度变化图。
通过图7可以看出，阶段I，硒、镉、COD去除效率分别为97.66％、90.94％、97.84％，平均反应温度8.0℃；阶段II，硒、镉、COD去除效率分别为96.65％、80.26％、95.21％，平均反应温度9.3℃；阶段III，硒、镉、COD去除效率分别为97.43％、94.94％、92.83％，平均反应温度9.3℃。当SBR反应器运行到第4阶段时，即硒、镉浓度分别为7.9mg L-1、11.24mg L-1时，混合菌+活性污泥对硒、镉去除效果到达最佳，去除率分别为97.87±2.01％、80.26±3.54％。此外，当温度在6.3～10.8℃低温条件下，枯草芽孢杆菌液+活性污泥对硒、镉去除仍有较好的效果。
实施例4
机理分析
1)红外光谱分析功能基团
通过傅里叶变换红外光谱仪(Thermo Nicolet Avatar460)，分析实施例3中的生物强化污泥(枯草芽孢杆菌液+活性污泥，体积比为1:1)处理废水前、后的官能团变化特征(4000-300cm-1)。样品预处理方法：将样品冷冻干燥，然后与适量KBr晶体混合，完全研磨直至无小颗晶体、都成粉末状、紧紧贴在研钵壁上为止，并压制在砂浆中。
FTIR测试结果如图8所示，图8是本发明实施例4提供的FTIR图。图谱中各峰所代表的官能团如下(cm-1)：A/A’酰胺基(N-H,3418.49/3304.62)；B/B’C-H伸缩键(2921.86/2925.97)；C/C’C-H伸缩键(2821.00/2850.27)；D/D’羰基(C＝O,1659.32/1655.30)；E/E’碳碳双键(C＝C,1541.81/1544.35)；F/F’C-N碳氮伸缩键(1033.88/1033.50)；G/G’脂肪族结构(可能为C-Cl，C-Br，和C-I，467.45/467.47)。
通过图8可以看出，处理废水前的生物强化污泥的峰位分别为3418.49cm-1(酰胺基；-OH，N-H)、2921.86、2821.00cm-1(C-H伸缩键)、1659.32cm-1(C＝O羰基)、1541.81cm-1(C＝C碳碳双键)、1033.88cm-1(C-N碳氮伸缩键)、467.45cm-1(脂肪族结构，可能为C-Cl、C-Br、C-I)；而处理废水后这些峰分别移动至3304.62cm-1、2925.97cm-1、2850.27cm-1、1655.30cm-1、1544.35cm-1、1033.50cm-1、467.47cm-1。与其它官能团峰位变化幅度相比，酰胺基峰位变化最显著，移动约113.87cm-1。此变化主要是由于SeO32-与酰胺基之间的相互作用引起的，即酰胺基团在细胞-SeO3 2-相互作用中起到主要作用，同时表明微生物细胞中羰基等官能团(D/D’)在细胞-SeO3 2-的相互作用中也起着重要作用。
2)微生物微观结构分析
对实施例3中处理废水前、后的生物强化污泥(枯草芽孢杆菌液+活性污泥，体积比为1:1)进行透射电镜(TEM)观察与能谱(EDS)检测，分析除硒镉前、后微生物微观形态结构及元素组成特征。样品处理方法为：将样品冷冻干燥至粉末状；取适量粉末状样品分散与酒精中，采用超声波清洗仪(SB-5200B型)加速分散；取分散液并加在覆有微滤膜的铜网上约3min，从铜网边缘吸去多余的液体，室温风干；滴加2％(pH 7.2)的磷钨酸负染5min，用滤纸吸去多余的染色液，再室温风干。之后在透射电镜(JEM-3010型)观察，并通过能谱仪分析元素组成。
结果如图9～图14所示。图9是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥200nm下透射电镜图，图10是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥50nm下透射电镜图，图11是本发明实施例4提供的处理废水前的生物强化污泥的能谱分析图，图12是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥200nm下透射电镜图，图13是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥50nm下透射电镜图，图14是本发明实施例4提供的处理废水后的生物强化污泥的能谱分析图。通过比较图9～10和图12～13可以看出，生物强化污泥在处理废水前无颗粒出现，而处理废水后后出现颗粒状物。通过比较图11和图14可以看出，生物强化污泥在处理废水前的微生物群落内不存在硒、镉两种元素，而处理废水后出现硒、镉元素。
3)微生物群落分析
通过基于Miseq PE平台(Illumina，美国)进行高通量测序。测序得到的PE reads首先根据overlap关系进行拼接，同时对序列质量进行质控和过滤，根据序列之间的相似性0.97作为域值划分操作分类单元(OUT)。选用Silva数据库进行16S rRNA基因序列比对，绘制菌属丰度图。
结果发现，在门(phylum)水平上，未进行酸性硒、镉废水处理的活性污泥中，丰度在前4位的细菌为Proteobacteria(36.1％)、Chloroflexi(24.1％)、Bacteroidetes(17.6％)和Actinobacteria(7.2％)。在处理酸性硒、镉废水之后，在SBR反应器I-IV阶段，Proteobacteria菌所占比例升高至50.1％、57.8％、50.4％和57.0％；Chloroflexi比例下降明显，4个反应阶段分别为5.5％、7.2％、1.8％和10.0％；Bacteroidetes、Actinobacteria菌的比例出现波动。Nitrospirae和Firmicutes在原始污泥中所占比例很低，分别为1.2％和0.8％。处理酸性硒、镉废水之后，这两种菌的比例分别升高至2.6％-8.4％与3.7％-7.8％之间。在本实验SBR处理酸性硒、镉废水的生物强化污泥中，推测Proteobacteria菌发挥主要作用，Bacteroidetes和Firmicutes也发挥重要作用。
在菌属水平上，相较于原始污泥，大于1％的微生物菌属增多，Pseudomonas、Dechloromonas等细菌所占比重增大，说明这些细菌在硒、镉去除中都承担了重要作用。
以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。
Claims (10)
1.一种含硒含镉废水的处理方法，包括以下步骤：
在酸性条件和碳源存在下，含硒含镉废水、枯草芽孢杆菌液和活性污泥在反应器中混合反应；之后进行沉淀，得到处理后废水。
2.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述枯草芽孢杆菌液的OD值为0.8～1.2，所述枯草芽孢杆菌液在反应体系中的占比为3～10vol％；
所述活性污泥的MLSS为2000～5000mg/L，所述活性污泥在反应体系中的占比为3～10vol％。
3.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述酸性条件的pH值为3.5～4.5。
4.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述碳源为甲醇。
5.根据权利要求4所述的处理方法，其特征在于，混合反应过程中，所述甲醇在反应器中的初始浓度为10～25mg/L。
6.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述混合反应的温度为6～13℃。
7.根据权利要求6所述的处理方法，其特征在于，所述混合反应的时间为2～5h。
8.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述混合反应时的溶解氧含量控制在3～5mg/L。
9.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，所述沉淀的方式为静置沉淀，所述静置沉淀的时间为30～50min。
10.根据权利要求1～9任一项所述的处理方法，其特征在于，所述含硒含镉废水的硒含量为3～12mg/L，镉含量为3～12mg/L。
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| 邓天天 等: "《活性污泥@PAM 对废水中镉的吸附性能》", 《应用化工》 * |
Cited By (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN114231455A (zh) * | 2021-12-21 | 2022-03-25 | 南华大学 | 一种生物小球、固定化微球及其制备方法和应用 |
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| CN110482714B (zh) | 2022-05-20 |
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Application publication date: 20191122 Assignee: Hunan Jindai Technology Development Co.,Ltd. Assignor: University OF SOUTH CHINA Contract record no.: X2023980051455 Denomination of invention: A treatment method for wastewater containing selenium and cadmium Granted publication date: 20220520 License type: Common License Record date: 20231214 |