CN114315015B - 一种基于生物膜强化同步脱硫反硝化处理工业废水的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种基于生物膜强化同步脱硫反硝化处理工业废水的方法，属于生物工程领域。本发明在外源菌剂的强化作用下，生物膜结构得到强化，对金属离子的耐受性增强。与传统的碳氮硫去除工艺相比，低碳氮比废水需要添加额外的碳源，造成出水COD增加，本发明利用NO₃ ^‑作为电子受体，将S₂O₃ ^2‑氧化成单质硫，单质硫的合成率在各个阶段都达到了40％以上。本发明实现了低碳氮比废水工业废水的污染物高效去除，混养模式使得异养反硝化产生的碱度与自养反硝化产生的酸度得到中和，有更少的污泥产生量，且能回收单质硫，有效将Cr⁶⁺还原为低毒性Cr³⁺或直接吸附部分Cr⁶⁺，大幅度降低运行成本并实现废物资源化利用。

Description

一种基于生物膜强化同步脱硫反硝化处理工业废水的方法

技术领域

本发明涉及一种基于生物膜强化同步脱硫反硝化处理工业废水的方法，属于生物工程领域。

背景技术

在一些冶炼、电镀、纺织和皮革制造等工业生产中，产生的氮素与重金属污染一直是废水治理的热点问题。针对碳氮比低废水，在反硝化中需要投加额外的碳源，增加运行成本；重金属对微生物的毒害作用会影响反硝化过程，处置不当的排放易形成水体-土壤复合污染。

针对低碳氮比工业废水处置成本高，运行困难的问题，外加还原态硫的反硝化被用于废水处理过程中。例如：专利CN110845005A在生物滴滤器中补加硫代硫酸盐进行自养反硝化使得总氮降解率达到80％以上；专利CN104773937A通过混养反硝化脱硫技术协同自养与异养反硝化，实现了碳氮硫同步脱除。

微生物附着在特定的填料表面上形成独特的微生物群体结构并以固着方式生长时形成生物膜。当污水流经生物膜表面时，污水中的有机物被微生物所吸附、吸收和降解。生物膜具有较强抗水质变化冲击能力。专利CN113003723A利用耦合菌群形成生物膜，建立了高效、稳定的污水生物脱氮系统。

发明内容

为解决低碳氮比与重金属工业废水处理困难的问题，本发明利用复合菌剂，用于反应器填料的生物膜强化，通过添加还原态硫基进行混养反硝化，实现了污泥减量，碳氮硫同步高效脱除及单质硫回收，金属离子减毒，降低了运行成本并实现废物资源化。

本发明的第一个目的是提供一种利用复合菌剂处理低碳氮比与重金属工业废水的方法，所述方法为在BTF反应器中接入反硝化污泥完成初步挂膜，随后在废水处理初始阶段和/或废水处理金属离子阶段投加复合菌剂进行废水处理。

在本发明的一种实施方式中，所述复合菌剂包含斯氏假单胞菌(Pseudomonasstutzeri)与脱氮副球菌(Paracoccus denitrificans)。

在本发明的一种实施方式中，所述Pseudomonas stutzeri的保藏编号为CICIMB6946，所述Paracoccus denitrificans的保藏编号为CICIM B6947。

在本发明的一种实施方式中，所述复合菌剂的接种量为1×10¹¹CFU。

在本发明的一种实施方式中，所述废水处理初始阶段的合成废水的COD的浓度为100～300mg/L，S₂O₃ ^2-的浓度为300～500mg/L，NO₃ ^--N的浓度为200～400mg/L。

在本发明的一种实施方式中，所述废水处理金属离子阶段的合成废水是在废水处理初始阶段的合成废水的基础上添加10～30mg/L金属离子Cr⁶⁺。

在本发明的一种实施方式中，所述方法具体步骤为：

步骤(1)制备复配菌剂：在反硝化无机盐培养基中培养反硝化菌株，检测培养过程中发酵液碳氮硫含量，确定反硝化菌剂降解能力；通过稀释平板涂布计算单菌数量与紫外分光光度计测定OD₆₀₀确定单位体积发酵液菌株生物量，配制含有一定生物量的复配菌剂；

步骤(2)初步挂膜：在BTF反应器中接入反硝化污泥，通过序批式进水的方式通入合成废水，使污泥迅速驯化为混养反硝化污泥，并使得反应器中填料生物膜初步形成。

步骤(3)废水处理初始阶段：将合成废水持续注入反应器，同时调整进水碳氮硫负荷，实现复合废水中污染物质的降解；

步骤(4)废水处理金属离子阶段：将合成废水持续注入反应器，同时调整进水碳氮硫及金属离子负荷，实现复合废水中污染物质的降解。

在本发明的一种实施方式中，步骤(1)中所述的反硝化无机盐培养基为：CH₃COOH(1.5g·L^-1)；Na₂S₂O₃·5H₂O(4.0g·L^-1)；KNO₃(2g·L^-1)；K₂HPO₄(1.2g·L^-1)；KH₂PO₄1.8(g·L^-1)；NaHCO₃(1.0g·L^-1)；NH₄Cl(0.5g·L^-1)；MgSO₄·7H₂O(0.4g·L^-1)和0.5ml·L^-1的微量元素溶液(2Na-EDTA(50g·L^-1)；ZnCl₂(0.16g·L^-1)；CaCl₂·2H₂O(7.34g·L^-1)；MnCl₂·2H₂O(3.05g·L^-1)；FeCl₂·4H₂O(3.58g·L^-1)；(NH₄)₆MO₇O₂₄·4H₂O(0.5g·L^-1)；CuCl₂·2H₂O(0.136g·L^-1)；CoCl₂·2H₂O(0.43g·L^-1)；NiCl₂·6H₂O(0.51g·L^-1)；AlCl₃·6H₂O(0.51g·L^-1))。

在本发明的一种实施方式中，步骤(2)中所述的反硝化污泥投加量为1～1.5L。

在本发明的一种实施方式中，步骤(2)中所述的反硝化污泥来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐。

在本发明的一种实施方式中，投加入BTF反应器前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除反硝化污泥中杂质。

在本发明的一种实施方式中，步骤(2)中所述的序批式进水的方式为：合成废水进水用时30min，进水后在BTF反应器中停留反应23h后，缓慢释放废水用时30min。

在本发明的一种实施方式中，步骤(3)和步骤(4)中的回流比为1：1。

在本发明的一种实施方式中，步骤(3)和步骤(4)中的水力停留时间为3～8h。

在本发明的一种实施方式中，所述的BTF反应器可在室温条件下进行废水处理。

在本发明的一种实施方式中，所述BTF反应器包括：碱液吸收装置1、进水口2、填料采样口3、蠕动泵4、MBBR填料5、液体取样口6、纤维球填料7、出水口8、单质硫沉降池9、合成废水储存罐10、达标废水排放口11。

本发明的第二个目的是提供一种复合菌剂，所述复合菌剂包含Pseudomonasstutzeri与Paracoccus denitrificans。

在本发明的一种实施方式中，所述Pseudomonas stutzeri的保藏编号为CICIMB6946，所述Paracoccus denitrificans的保藏编号为CICIM B6947。

在本发明的一种实施方式中，所述复合菌剂中的菌株的含量大于5×10¹⁰CFU。

本发明还提供所述方法或所述复合菌剂在废水处理中的应用。

本发明还提供所述方法或所述复合菌剂在处理低碳氮比与重金属工业废水中的应用。

有益效果：

(1)本发明在外源菌剂的强化作用下，生物膜结构得到强化，对金属离子的耐受性增强。本发明的通过将复合菌剂与BTF反应器处理合成废水的能力为：COD负荷234-1872gm^-3·d^-1，NO₃ ^-负荷307-2456g-N m^-3·d^-1，S₂O₃ ^2-负荷406-3616g-S m^-3·d^-1，Cr⁶⁺的浓度为80-240g m^-3·d^-1。

(2)与传统的碳氮硫去除工艺相比，低碳氮比废水需要添加额外的碳源，造成出水COD增加，污泥产量增加，本发明利用NO₃ ^-作为电子受体，将S₂O₃ ^2-氧化成单质硫，单质硫的合成率在各个阶段都达到了40％以上，同时减少了污泥的产生量，实现了以废治废，减少治理成本。

(3)本发明可以有效将Cr⁶⁺还原为低毒性Cr³⁺或直接吸附部分Cr⁶⁺，具有操作简单，绿色环保的优点，可广泛用于含金属离子废水去除工艺中。

附图说明

图1为BTF反应器结构示意图，其中：碱液吸收装置1、进水口2、填料采样口3、蠕动泵4、MBBR填料5、液体取样口6、纤维球填料7、出水口8、单质硫沉降池9、合成废水储存罐10、达标废水排放口11。

图2为两株菌同步脱除碳氮硫的效果图，A:Pseudomonas stutzeri CICIM B6946，B:Paracoccus denitrificans CICIM B6947。

图3为菌株Pseudomonas stutzeri CICIM B6946与Paracoccus denitrificansCICIM B6947菌菌浓吸光值OD₆₀₀与单位菌体数量一一对应拟合的标准曲线。

图4为反应器在分批投加菌剂中进出水COD变化情况。

图5为反应器在分批投加菌剂中进出水氮变化情况。

图6为反应器在分批投加菌剂中进出水硫变化情况。

具体实施方式

下面结合附图和实施例对本发明进一步说明。应当理解，此处所描述的具体实施方式仅用于解释本发明，并不限定本发明。

反硝化无机盐培养基：CH₃COOH(1.5g·L^-1)；Na₂S₂O₃·5H₂O(4.0g·L^-1)；KNO₃(2g·L^-1)；K₂HPO₄(1.2g·L^-1)；KH₂PO₄1.8(g·L^-1)；NaHCO₃(1.0g·L^-1)；NH₄Cl(0.5g·L^-1)；MgSO₄·7H₂O(0.4g·L^-1)和0.5ml·L^-1的微量元素溶液(2Na-EDTA(50g·L^-1)；ZnCl₂(0.16g·L^-1)；CaCl₂·2H₂O(7.34g·L^-1)；MnCl₂·2H₂O(3.05g·L^-1)；FeCl₂·4H₂O(3.58g·L^-1)；(NH₄)₆MO₇O₂₄·4H₂O(0.5g·L^-1)；CuCl₂·2H₂O(0.136g·L^-1)；CoCl₂·2H₂O(0.43g·L^-1)；NiCl₂·6H₂O(0.51g·L^-1)；AlCl₃·6H₂O(0.51g·L^-1))。

固体培养基：在反硝化无机盐培养基的基础上添加1.7％(w/v)琼脂。

碳氮硫去除效率测定：采用离子色谱法检测进出水中S₂O₃ ^2-、SO₄ ^2-、NO₃ ^-和NO₂ ^-的浓度，原子吸收分光光度法检测水中总Cr离子浓度，二苯碳酰二肼分光光度法检测水中Cr⁶⁺浓度，根据以下公式1计算S₂O₃ ^2-和NO₃ ^-的去除率，根据以下公式2计算S⁰生成量：

其中C_in和C_out分别表示S₂O₃ ^2-和NO₃ ^-的入口和出口浓度(g L^-1)。

其中

为硫代硫酸盐浓度的减少量，/>

为硫酸盐浓度的增加量。

下述实施例中涉及到的斯氏假单胞菌的保藏编号为CICIM B6946与脱氮副球菌的保藏编号为CICIM B6947，均购买自中国高校工业微生物资源与信息中心。

下述实施例中涉及到的反硝化污泥：来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐，泥质指标见表1，使用前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除絮状种子污泥中杂质。

表1反硝化污泥泥质指标

实施例1菌株同步脱除碳氮硫

在摇瓶中测试菌株脱除碳氮硫能力。

将Pseudomonas stutzeri CICIM B6946与Paracoccus denitrificans CICIMB6947分别接种至反硝化无机盐培养基中，28℃，170r/min，培养24h获得反硝化菌种子液。

在反硝化无机盐培养基中以体积比5％的比例接种反硝化菌种子液，在28℃，170r/min下进行反硝化菌株培养，每隔6h检测培养过程中发酵液碳氮硫含量，确定反硝化菌剂的降解能力。

测试结果见图2：Pseudomonas stutzeri CICIM B6946：42h内可降解COD：755mg/L，NO₃ ^-：380mg/L，S2O₃ ^2-：1160mg/L；

Paracoccus denitrificans CICIM B6947：42h内可降解COD：1042mg/L，NO₃ ^-：591mg/L，S2O₃ ^2-：813mg/L。

实施例2菌株发酵液生物量确定

为确定复合菌剂添加量，通过稀释平板涂布计算单菌数量与紫外分光光度计测定OD₆₀₀确定单位体积发酵液菌株生物量，配制含有一定生物量的复配菌剂。

将反硝化菌种子液以体积比5％的比例接种于反硝化无机盐培养基中，28℃，170r/min摇瓶培养，间隔取100μL发酵液进行稀释平板涂布计算此刻单位体积发酵液菌株数量，并使用紫外分光光度计测定OD₆₀₀绘制一一对应拟合的标准曲线。曲线结果见图3。

实施例3未添加外源菌剂的生物滴滤反应器运行方式。

一种含碳氮硫及金属离子的工业废水处理方式，包括以下步骤：

(1)实验装置：本实施方式使用的反应器为BTF反应器，反应装置见图1，包括碱液吸收装置1、进水口2、填料采样口3、蠕动泵4、MBBR填料5、液体取样口6、纤维球填料7、出水口8、单质硫沉降池9、合成废水储存罐10、达标废水排放口11。

BTF反应器由玻璃制成，内径和床高分别为12和30cm，总容积约3.5L。BTF反应器覆盖黑布防止光照带来的影响，填充床填料由MBBR生物填料和纤维球组成，投配率80％。

MBBR生物填料比表面积﹥500m²·m^-3，孔隙率95％，密度110kg·m^-3，直径2.5cm；纤维球生物填料比表面积3000m²·m^-3，孔隙率95％，密度110kg·m^-3，直径3-4cm。

(2)合成废水：本实施方式所使用的废水为人工配制合成废水，由以下化学元素组成(L^-1)：不同浓度碳氮硫(见表2)，补充0.2g KH₂PO₄作为磷酸盐，适量NaHCO₃调节碱度，0.1mL·L^-1的微量元素溶液，(2Na-EDTA(50g·L^-1)；ZnCl₂(0.16g·L^-1)；CaCl₂·2H₂O(7.34g·L^-1)；MnCl₂·2H₂O(3.05g·L^-1)；FeCl₂·4H₂O(3.58g·L^-1)；(NH₄)₆MO₇O₂₄·4H₂O(0.5g·L^-1)；CuCl₂·2H₂O(0.136g·L^-1)；CoCl₂·2H₂O(0.43g·L^-1)；NiCl₂·6H₂O(0.51g·L^-1)；AlCl₃·6H₂O(0.51g·L^-1))。

(3)污泥驯化与填料初步挂膜(P1阶段)：BTF反应器中接种来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐中活性污泥，接种前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除絮状种子污泥中杂质，接种量约1.05L，采用序批式进水的方式通入步骤(2)中的合成废水，对污泥进行为期50d的驯化和填料的初步挂膜。

(4)处理阶段(P2-P7阶段)：逐渐增加反应器碳氮硫负荷。

运行期间进水参数见表2。合成废水从合成废水储存罐10经过进水口2进入反应器，初步处理的废水进入单质硫沉降池9，部分废水通过蠕动泵4回流至进水口2，部分废水通过达标废水排放口11排出，气体从碱性吸收装置1吸收。随着进水水质波动变化，反应器出水碳氮硫及金属离子波动较大，需要较长的时间达到稳定状态，且终降解率低于添加外源菌剂反应器实现的降解率。各阶段平均降解率见表3：

表2 BTF系统运行条件及进水参数

表3 R1组各阶段降解率进水阶段

RE：去除率；PR：产率；单质硫产率＝实际单质硫产量/S₂O₃ ^2-全部转化为单质硫产量，相当于单质硫的摩尔质量比上合成废水中的2*S₂O₃ ^2-/-S的摩尔质量。

实施例4在废水处理初始阶段添加外源菌剂的生物滴滤反应器运行方式。

一种基于生物强化含碳氮硫及金属离子的工业废水处理方式，包括以下步骤：

(1)实验装置：同实施例3。

(2)合成废水：同实施例3。

(3)污泥驯化与填料初步挂膜(P1阶段)：BTF反应器中接种来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐中活性污泥，接种前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除絮状种子污泥中杂质，接种量约1.05L，采用序批次进水的方式通入步骤(2)中的合成废水，对污泥进行为期50d的驯化和填料的初步挂膜。

(4)投加外源菌剂：将Pseudomonas stutzeri CICIM B6946与Paracoccusdenitrificans CICIM B6947分别接种至反硝化无机盐培养基中，28℃，170r/min，培养24h获得反硝化菌种子液，在OD≈0.3-0.4时，取两菌株菌体量各5×10¹⁰CFU，在反应器完成初步挂膜(P1阶段)后投入反应器。

(5)处理阶段(P2-P7阶段)：逐渐增加反应器碳氮硫负荷，进水参数见表2。由于废水处理初始阶段菌剂的加入，使得反应器应对碳氮硫波动有更好的抵抗能力，且对后期金属离子加入也有一定抵御能力。各阶段平均降解率见表4：

表4 R2组各阶段降解率

实施例5在废水处理进水补充金属离子前添加外源菌剂的生物滴滤反应器运行方式。

一种基于生物强化含碳氮硫及金属离子的工业废水处理方式，包括以下步骤：

(1)实验装置：同实施例3。

(2)合成废水：同实施例3。

(3)污泥驯化与填料初步挂膜(P1阶段)：BTF反应器中接种来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐中活性污泥，接种前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除絮状种子污泥中杂质，接种量约1.05L，采用序批次进水的方式通入步骤(2)中的合成废水，对污泥进行为期50d的驯化和填料的初步挂膜。

(4)投加外源菌剂：将Pseudomonas stutzeri CICIM B6946与Paracoccusdenitrificans CICIM B6947分别接种至反硝化无机盐培养基中，28℃，170r/min，培养24h获得反硝化菌种子液，在OD≈0.3-0.4时，取两菌株菌体量各5×10¹⁰CFU，在反应器进水补充金属离子(P5阶段)前加入。

(5)处理阶段(P2-P7阶段)：将合成废水和再循环流出物分别以1：1的回流比从进水口至BTF反应器中。逐渐增加反应器碳氮硫负荷，进水参数见表2。在废水处理前期反应器出水波动与全程未加菌剂反应器波动一致，后期由于菌剂加入，对金属离子有一定的抗逆能力，呈现出更高的降解能力与更小的出水水质波动。各阶段平均降解率见表5：

表5R3组各阶段降解率

实施例6在废水处理初始阶段与补充金属离子前期分别添加外源菌剂的生物滴滤反应器运行方式。

一种基于生物强化含碳氮硫及金属离子的工业废水处理方式，包括以下步骤：

(1)实验装置：同实施例3。

(2)合成废水：同实施例3。

(3)污泥驯化与填料初步挂膜(P1阶段)：生物滴滤器中接种来自无锡某垃圾渗滤液处置中心反硝化罐中活性污泥，接种前通过60目(0.25mm)不锈钢筛网去除絮状种子污泥中杂质，接种量约1.05L，采用序批次进水的方式通入步骤(2)中的合成废水，对污泥进行为期50d的驯化和填料的初步挂膜。

(4)投加外源菌剂：将Pseudomonas stutzeri CICIM B6946与Paracoccusdenitrificans CICIM B6947分别接种至反硝化无机盐培养基中，28℃，170r/min，培养24h获得反硝化菌种子液，在OD≈0.3-0.4时，取两菌株菌体量各2.5×10¹⁰CFU，分别在反应器完成初步挂膜(P1阶段)后与进水补充金属离子(P5阶段)前在反应器中投加外源菌剂，一共投加两次，总投加量为每株菌5×10¹⁰CFU。

(5)处理阶段(P2-P7阶段)：逐渐增加反应器碳氮硫负荷，进水参数见表2。结果如图4～6所示。各阶段平均降解率见表6。

表6 R4组各阶段降解率

结果如图4～6所示，BTF反应器在运行中，COD去除率(RE)有90d以上高于90％，且高于S₂O₃ ^2-去除率，因为异养反硝化过程优于自养反硝化过程发生。且NO₃ ^-去除率随着S₂O₃ ^2-去除率升高而升高，这是因为NO₃ ^-去除与COD和S₂O₃ ^2-去除之间呈现一定的耦合关系，且起初异养反硝化为主的污泥在高S₂O₃ ^2-下自养反硝化菌群增加，相应自养反硝化率也增加。在90d以后，COD开始有一定波动，这可能是此时加入更高负荷的S₂O₃ ^2-一定程度抑制了COD去除。后期可能是由于金属离子Cr⁶⁺的引入，对污泥造成了生物毒性，使得实施例3中不添加复合菌剂的反应器出水水质波动大，难以达到排放标准，而进行生物强化的反应器，由于外源菌株引入，在增加碳氮硫降解基因的同时，促进载体挂膜，使得功能微生物更易抵抗外界毒害物质，从而对于含有S^2-重金属离子等毒害物质的复合工业废水有良好的处理效果，金属离子Cr⁶⁺去除率在Stage III可以达到80％以上，显著高于不添加复合菌剂的对照组(R1组)，且单质硫的回收率也显著高于对照组，所有处理阶段都高于40％。

该发明由于引入碳氮硫降解性能良好的菌株，促进反应器生物膜强化，使得反应器在水质波动时整体运行性能较为稳定，且在反应器稳定运行期间碳氮硫化合物均可达到90％以上的去除率，且对有生物毒性的重金属离子Cr⁶⁺有一定的抵抗能力，并能实现S⁰的高效回收，实现了废物资源化利用。该方法处理过程中可以避免产生其他含硫物质造成二次污染，而且BTF反应器运行及维护成本较低。

虽然本发明已以较佳实施例公开如上，但其并非用以限定本发明，任何熟悉此技术的人，在不脱离本发明的精神和范围内，都可做各种的改动与修饰，因此本发明的保护范围应该以权利要求书所界定的为准。

Claims (6)

1.一种利用复合菌剂处理低碳氮比与重金属废水的方法，其特征在于，所述方法为；

在BTF反应器中接入反硝化污泥完成初步挂膜，随后在废水处理初始阶段和/或废水处理金属离子阶段投加复合菌剂进行废水处理；利用复合菌剂，用于反应器填料的生物膜强化，通过添加还原态硫基进行混养反硝化，碳氮硫同步高效脱除及单质硫回收，金属离子减毒；

步骤（1）制备复配菌剂：在反硝化无机盐培养基中培养反硝化菌株，配制含有一定生物量的复配菌剂；

步骤（2）初步挂膜：BTF反应器中接入反硝化污泥，通过序批式进水的方式通入合成废水，使污泥驯化为混养反硝化污泥，并使得BTF反应器中填料生物膜初步形成；

步骤（3）废水处理初始阶段：将合成废水持续注入BTF反应器，同时调整进水碳氮硫负荷，实现复合废水中污染物质的降解；

步骤（4）废水处理金属离子阶段：将合成废水持续注入BTF反应器，同时调整进水碳氮硫及金属离子负荷，实现复合废水中污染物质的降解；

所述废水处理初始阶段的合成废水的COD的浓度为100~300 mg/L，S₂O₃ ^2-的浓度为300~500 mg/L，NO₃ ^--N的浓度为200~400 mg/L；

所述废水处理金属离子阶段的合成废水是在废水处理初始阶段的合成废水的基础上添加10~30 mg/L金属离子Cr⁶⁺；

所述复合菌剂包含保藏编号为CICIM B6946的斯氏假单胞菌（Pseudomonas stutzeri）与保藏编号为CICIM B6947的脱氮副球菌（Paracoccus denitrificans）。

2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述复合菌剂的总接种量为1×10¹¹ CFU。

3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤（2）中所述的反硝化污泥投加量为1~1.5 L。

4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤（3）和步骤（4）中的回流比为1：1，水力停留时间为3~8 h。

5.根据权利要求1~4任一所述的方法，其特征在于，所述BTF反应器包括：碱液吸收装置1、进水口2、填料采样口3、蠕动泵4、MBBR填料5、液体取样口6、纤维球填料7、出水口8、单质硫沉降池9、合成废水储存罐10、达标废水排放口11。

6.权利要求1~5任一所述方法在废水处理中的应用。

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