CN117142725A - 一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其具体包括先采用压滤及混凝沉淀去除悬浮硅粉后，对该废水进行强氧化还原反应，进行开环断链作用。再采用强碱进行缩合催化反应，将氧化反应产生的毒性醛基进行缩合，降低废水毒性。然后采用多级厌氧水解及好氧工艺进行处理。通过强氧化及碱性催化絮凝反应，大幅降低废水毒性，使其适用于生化处理。通过该组合工艺对高浓度晶体硅金刚线切片废水处理时，当进水COD浓度在低于30000mg/L时，最终生化出水COD浓度可达到低于500mg/L。

Description

一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法

技术领域

本发明涉及废水处理技术领域，具体为一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法。

背景技术

在光伏上，金刚线主要用于硅片切割，其切割性能直接影响硅片质量及电池效率。金刚线切割冷却液是一种用于金刚线切割过程中降低温度、减少摩擦力、保证切割质量的特殊液体，它主要由辅助成分、添加剂、稳定剂和其他特殊成分组成。这些特殊成分可以有效地抑制金刚线的腐蚀、防止结垢和防止氧化。由于冷却液混有大量的硅粉及微生物氧化作用，导致必须定期排出一部分冷却液作为切削废液进行处理。切削废液中含有大量的微硅粉、聚乙二醇、聚醚分散剂、渗透剂及表面活性剂等复杂成分。由于所含有的聚醚、聚乙二醇类具有非常好的水溶性，在水体中分散稳定，常规的絮凝沉淀效果较差。通常采用金刚线切割硅片产生的高浓废水浓度在15000-30000mg/L，废水中含有大量的微硅粉、聚醚、聚乙二醇、分散剂及溶剂醇类，处理难度非常大。

目前针对晶硅类采用传统切割产生的废砂浆类废水，专利如：多晶硅切削废砂浆回收废水的处理工艺（公开号：CN103803758B），提出采用压滤-芬顿氧化-水解酸化-UASB-接触氧化的组合工艺进行处理，该工艺对于多晶硅废砂浆回收废水具有一定的处理效果。然而对于目前新型的金刚线切削冷却废液处理效果不佳，国内晶硅生产厂家有采用该类似工艺处理金刚线切削液，然而实际运行效果很差，生化处理步骤基本无处理效果，因此该方法无法直接用于处理太阳能晶硅切片切削冷却液废水。

针对晶体硅金刚线切削液处理的专利，专利：一种晶体硅金刚石线切割废料浆切削液回收方法和系统（CN107265695A），公开了切削废液通过板框压滤后，采用净化剂反应，然后再由RO膜处理系统渗透处理。该专利未公开具体为何种净化剂。根据本行业常识我们知道，采用RO膜处理，必须严格控制进水COD浓度，否则反渗透膜极易堵塞。通常要保证RO系统的稳定运行，RO进水浓度应该低于100mg/L。通常晶硅金刚线切削冷却废液通常COD达15000-30000mg/L，很难满足RO的进水标准，因此该方法在实际操作中会存在一定问题。

发明内容

针对现有技术难以有效处理晶硅金刚线切割产生的废冷却液高浓废水的问题，本发明提供了一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其运行稳定、成本低、管理稳定且能有效处理高浓度的晶硅金刚线切割冷却液废水。

其技术方案是这样的：一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其包括以下步骤：1、将废水经过压滤处理去除悬浮硅粉；2、采用强氧化工艺对废水进行强氧化处理；其特征在于：其还包括以下步骤：3、向废水中添加碱性催化剂进行碱性催化缩合反应；4、对反应后的废水进行絮凝沉淀处理并分离除去沉淀物和絮凝物；5、对处理后的废水循环交替进行厌氧水解及好氧曝气，所述厌氧水解的过程中利用厌氧水解菌将废水中的大分子有机物分解为小分子有机物，所述好氧曝气的过程中利用好氧菌对分解得到的所述小分子有机物进行降解。

进一步的，步骤2中所述强氧化工艺为芬顿氧化工艺、臭氧氧化工艺、电催化氧化工艺中的一种或者多种。

更进一步的，当采用芬顿氧化工艺对废水进行强氧化处理时，先调节废水pH 3.0-6.0，再投加27%双氧水，投加量为2.0-20.0g/L，硫酸亚铁投加量为0.5-5.0g/L，反应温度10-90℃，反应时间1.0-6.0h；

当采用臭氧氧化工艺对废水进行强氧化处理时，臭氧的投加浓度为30-300mg/L，反应时间20-200分钟，反应温度10-50℃。

进一步的，步骤3中所述碱性催化剂包括碱金属或碱土金属的氧化物、氢氧化物、碳酸盐、有机胺类化合物以及阴离子交换树脂、固体碱催化剂中的一种或多种组合物，碱性催化缩合反应中，反应温度为15-95℃，反应时间大于10分钟，当采用了阴离子交换树脂、固体碱催化剂以外的催化剂时，溶液体系pH值>9.5，当仅采用阴离子交换树脂和/或固体碱催化剂时，催化剂的使用不受溶液pH值影响。

进一步的，步骤3中所述碱性催化剂为氢氧化钠、碳酸钠、氢氧化钾、碳酸钾、氢氧化钙中的一种或两种以上组合物，投加浓度为0.5-5.0g/L。

进一步的，步骤5中采用厌氧水解池进行厌氧水解，采用好氧曝气池进行好氧曝气，先将废水通入所述厌氧水解池进行厌氧水解后再通入所述好氧曝气池进行好氧曝气，好氧曝气后经过沉淀将好氧曝气池出水回流至所述厌氧水解池实现循环交替进行厌氧水解及好氧曝气。

更进一步的，好氧出水内回流至厌氧水解池的流量设计为正常进水流量的50-400%。

更进一步的，所述厌氧水解池包括厌氧滤池、ABR反应器、UASB反应器、IC反应器、EGSB反应器、水解酸化池、微氧水解池中的一种或多种组合使用，其采用的水力搅拌方式包括：布水搅拌、内回流搅拌、潜水搅拌机搅拌、推流搅拌、穿孔曝气管搅拌中的一种或多种组合使用，厌氧水解工艺单元的水力停留时间为24-96h，反应温度15-38℃，池内溶解氧低于0.5mg/L；

所述好氧曝气池包括活性污泥曝气池、AO池、SBR池、MBR曝气池、接触氧化池、MBBR池、氧化沟、曝气生物滤池中的一种或多种组合使用，好氧曝气池单元的水力停留时间为24-144h，反应温度15-38℃，池内溶解氧大于1.0mg/L。

更进一步的，厌氧水解和好氧曝气时，在厌氧水解池和好氧曝气池内各投加3.0-30.0g/L的粉末活性炭作为所述厌氧水解菌和所述好氧菌的附着载体，粉末活性炭的粒径为80-400目。

进一步的，在收集太阳能晶硅金刚线切片废水时，将晶硅金刚线切割过程中产生的清洗废水单独收集，步骤5中，在进入厌氧水解前，向废水中混合低温或者常温的所述清洗废水。

本发明的有益效果为：1、通过在强氧化工艺（如芬顿氧化）和厌氧好氧生化工艺中间增加一个碱性催化缩合反应单元，将该废水强氧化产生的毒性醛类、酮类进行缩合反应，转为为易降解，无毒性的醛醇缩合物。同时通过碱性高温反应，将部分难降解大分部析出废水，再通过絮凝沉淀的方式进行分离。通过碱性催化缩合反应后，废水颜色由透明无色转为透明黄色，同时乙醛等特殊刺激性臭味消失。通过该反应后，可以大幅降低废水对厌氧的抑制作用，提高厌氧处理效率。

2、通过将好氧曝气池沉淀后的出水回流50%-400%至厌氧水解池前段，将厌氧水解与好氧曝气形成内循环交替式运行。利用厌氧水解菌将大分子有机物如聚乙二醇PEG-400、聚氧乙烯醚、聚氧丙烯醚分解为乙二醇、乙醛、异丁醛、乙醇等小分子有机物，该类小分子有机物在厌氧中不易降解，同时醛类对厌氧菌具有毒性抑制作用。而乙二醇、乙醛、异丁醛、乙醇等小分子有机物在好氧环境中易于降解。通过厌氧好氧的交替回流，可以充分发挥厌氧水解对大分子具有强水解断链能力，好氧对小分子具有快速降解优势。同时解除中间产物对厌氧的毒性抑制。通过采用该交替循环工艺，大幅提高常规厌氧水解和好氧对该废水的处理效果。

3、另外，通过在厌氧水解池和好氧曝气池内各投加3.0-30.0g/L的粉末活性炭作为特殊菌种附着载体，粉末活性炭的粒径为80-400目，利用粉末活性炭作为工程菌的附着载体，有利于投加菌种快速附着，防止其流失。

附图说明

图1为本发明实施例1的工艺流程简图

图2为本发明实施例2的工艺流程简图。

具体实施方式

一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其包括以下步骤：1、将废水经过压滤处理去除悬浮硅粉，同时还可以增加采用过滤和混凝沉淀来去除悬浮硅粉，一般采用板框压滤及隔膜压力等方式对微细硅粉进行分离，采用聚合氯化铝及PAM絮凝剂进行絮凝，将胶体悬浮的硅粉及其他悬浮物进一步的分离除去。

2、采用强氧化工艺对废水进行强氧化处理；强氧化工艺可以为芬顿氧化工艺或者臭氧氧化工艺或者电催化氧化工艺。

芬顿氧化工艺为，采用H₂O₂为氧化剂，亚铁离子为催化剂，通过催化H₂O₂产生羟基自由基对切削液中的大分子聚乙二醇、聚醚大分子链进行破坏作用，产生小分子的醛类、醇类、酮类有机物。芬顿氧化的具体参数为：调节废水pH 3.0-6.0，27%双氧水投加量为2.0-20.0g/L，硫酸亚铁投加量为0.5-5.0g/L，反应温度10-90℃，反应时间1.0-6.0h。

臭氧氧化工艺采用电解空气或氧气源的臭氧发生器制备臭氧后，将臭氧通过超细微孔扩散器直接释放到废水中，或者加入臭氧催化剂，催化臭氧产生氧化能力更强的羟基自由基对切削液中的大分子聚乙二醇、聚醚大分子链进行破坏作用，产生小分子的醛类。臭氧的投加浓度为30-300mg/L，反应时间20-200分钟，反应温度10-50℃。

电催化氧化工艺中当废水流经床体时，在常温常压操作及催化诱导下，装置内的填充催化剂便会与废水中的有机污染物发生一系列的物理化学作用，此时会生成活性中间体（H₂O₂、•OH等初生态的氧化剂）及一种或多种新生态的混凝剂，产生催化氧化分解、混凝、吸附、络合、置换等多种物理化学作用，从而达到降解目标污染物的作用。

3、经过强氧化处理后的出水，进入碱性催化缩合反应段。在碱性催化缩合反应阶段，在装置内投加碱性催化剂。碱性催化剂包括碱金属或碱土金属的氧化物、氢氧化物、碳酸盐、有机胺类化合物以及阴离子交换树脂、固体碱催化剂中的一种或两种以上组合物。具体的，碱性催化剂为氢氧化钠、碳酸钠、氢氧化钾、碳酸钾、氢氧化钙中的一种或两种以上组合物。更为具体的，碱性催化剂为氢氧化钠或氢氧化钾，投加浓度为0.5-5.0g/L。碱性催化缩合反应中，溶液体系pH值>9.5，反应温度为15-95℃，反应时间大于10分钟。优选的，溶液体系pH值>11，反应温度为40-80℃，反应时间1-3h。另外，当采用阴离子交换树脂、固体碱催化剂为催化剂时，所述溶液pH不受限制，其满足催化的同等碱强度即可。

4、碱性催化缩合反应结束后，采用硫酸或盐酸对废水进行pH回调至6.5-8.5，再采用铝盐或铁盐絮凝剂对缩合反应出水混凝，采用聚丙烯酰胺进行絮凝后沉淀或气浮分离絮体物。其中，可以采用铝盐絮凝剂，列举如氯化铝，聚合氯化铝，聚合硫酸铝，聚硅酸铝。或者铁盐絮凝剂，列举如聚合硫酸铁、聚合氯化铁、聚合硫酸铝铁、硅酸铝铁等。絮凝剂可以采用聚丙烯酰胺、单宁类絮凝剂等。另外，如前端物化是芬顿氧化工艺，需配置混凝沉淀工艺时，可以直接将芬顿氧化后的出水（未絮凝除铁）直接加碱进入碱性催化缩合池，然后再进行絮凝沉淀反应，可以节省前段絮凝步骤。

5、对处理后的废水循环交替进行厌氧水解及好氧曝气，其可以采用单级或者多级厌氧好氧工艺，例如采用两级厌氧好氧，具体为一级厌氧水解池-一级好氧曝气池-二级厌氧水解池-二级好氧曝气池，其中好氧池的沉淀出水回流50-400%至厌氧池的进水前端；在厌氧水解池和好氧曝气池内投加ECM定制复合菌剂，该菌剂包括降解PEG400，聚氧乙烯醚、聚氧丙烯醚，乙醛等污染物的特殊功能菌，厌氧水解的过程中利用厌氧水解菌将废水中的大分子有机物分解为小分子有机物，好氧曝气的过程中利用好氧菌对分解得到的小分子有机物进行降解。

具体的，采用厌氧水解池进行厌氧水解，采用好氧曝气池进行好氧曝气，通过将好氧池沉淀后的出水回流一部分至厌氧池前段，将厌氧水解与好氧形成内循环交替式运行。利用厌氧水解菌将大分子有机物如聚乙二醇PEG-400、聚氧乙烯醚、聚氧丙烯醚分解为乙二醇、乙醛、异丁醛、乙醇等小分子有机物，该类小分子有机物在厌氧中不易降解，同时醛类对厌氧菌具有毒性抑制作用。而乙二醇、乙醛、异丁醛、乙醇等小分子有机物在好氧环境中易于降解，对好氧菌的抑制作用小。通过设置好氧-厌氧的内回流，将厌氧水解产生的毒性小分子有机物快速转移至好氧降解，同时将残留在好氧中大分子有机物回流至厌氧水解中进行分解。好氧出水内回流至厌氧水解池的流量设计为正常进水流量的50-400%，当回流量低于50%时，厌氧水解的毒性浓度高，无法接触。当回流量大于400%时，容易导致厌氧水解池溶解氧上升，无法保持微氧水解状态。

本发明所述的厌氧水解工艺包括厌氧滤池、ABR反应器、UASB反应器、IC反应器、EGSB反应器、水解酸化池、微氧水解池中的一种或两种以上的组合，其中水力搅拌方式包括：布水搅拌、内回流搅拌、潜水搅拌机搅拌、推流搅拌、穿孔曝气管搅拌中的一种或两种以上的组合。所述厌氧水解工艺单元的水力停留时间为24-96h，反应温度15-38℃，池内溶解氧低于0.5mg/L。厌氧水解池的容积负荷设计为0.6-3.0kgCOD/m3d，其他参数可以参考本领域常规数据。厌氧水解池可以通过三相分离器、特殊布水沉淀池进行泥水分离，其污泥截留在厌氧水解池内。

本发明所述的好氧工艺包括普通活性污泥曝气池、AO池、SBR池、MBR曝气池、接触氧化池、MBBR池、氧化沟、曝气生物滤池（BAF）中的一种或两种以上的组合。所述好氧曝气池单元的水力停留时间为24-144h，反应温度15-38℃，池内溶解氧大于1.0mg/L。好氧曝气池的容积设计为0.5-2.0kgCOD/m3d，其他参数可以参考本领域常规数据。好氧池通过超滤膜或沉淀池进行泥水分离，维持好氧污泥处于好氧池内。当需要考虑脱氮时，可以使用AO工艺，污泥回流至厌氧水解池前段。

本发明所述厌氧水解工艺和好氧曝气工艺中，在厌氧水解池和好氧曝气池内各投加3.0-30.0g/L的粉末活性炭作为特殊菌种附着载体，粉末活性炭的粒径为80-400目。通过投加粉末活性炭，接种降解特定目标污染物的菌种，如降解PEG的菌种，可以进一步增强生化处理系统的能力。

所述的晶硅切削废水处理方法中，在进入厌氧水解前，将其他低浓度清洗废水与缩合后的出水混合，通过加入其他低温或常温的清洗废水，混合后降低催化缩合出水温度，再通过泵提升至厌氧水解反应池。由于厌氧池通常需要将温度提升至35°C左右，而碱性缩合反应控制在高温下有利于节省药剂投加量和反应时间。因此，可以将蒸汽加热转移至碱性催化反应前端，维持缩合反应在高温下，高温反应后的出水再与其他低温稀释废水混合，对反应后的出水进行降温。

本发明提供的方法除用于晶硅金刚线切割废液废水处理外，还可以用于其他类似废水处理，如含有高浓度聚乙二醇的制药废水，含有高浓度聚醚类的化工废水等方面。

下面通过优选实施例来进一步描述本发明的技术方案和实际效果。需要说明的是，本发明不受下述实施例的限制，本领域技术人员可根据本发明的技术方案和实际水质指标来对下述方案修改或扩展，重新确定具体的实施方式。

实施例1

一、实验方法及工艺路线

高浓度晶硅金刚线切片废水取自某光伏太阳能硅片生产企业，采用金刚线对硅片进行切割，原水的水质如下：

COD：25000-28000mg/L，pH值：3.0-6.0，悬浮物（SS）：10000-30000mg/L。

其他氨氮、总氮、总磷浓度较低，不作为研究对象。

A.实验组工艺流程如图1所示：

高浓度晶硅金刚线切片废水经过板框压滤机过滤及混凝沉淀处理，去除原水中大部分悬浮物及硅粉后，开始进入氧化处理阶段。氧化采用微电解和芬顿氧化，投加双氧水为氧化剂，亚铁为催化剂。物化处理的出水在进入到两级厌氧水解+好氧反应器。好氧沉淀池出水回流200%至厌氧池进水前端。

具体工艺参数如下：

1.微电解采用烧结的铁碳填料，停留时间4h，pH 3.0-5.0;Fenton氧化H₂O₂投加量2.5g/L，亚铁投加0.5g/L，反应常温。

2.碱性催化缩合反应投加3.0g/L片碱，pH13-14，反应温度常温，反应时间24h；结束后采用硫酸回调至8.0，加入PAC 500mg/L絮凝沉淀。

3.一级厌氧水解池采用UASB装置，停留时间96h；一级好氧曝气池采用活性污泥法加粉末活性炭工艺，停留时间96h；二级厌氧水解池采用水解酸化装置，停留时间2d，二级好氧曝气池采用采用活性污泥法加粉末活性炭工艺，停留时间2d。厌氧和好氧池均在常温天气。

4.厌氧和好氧接种为实验室某市政污泥，厌氧污泥接种量5g/L，好氧污泥接种量4g/L。

B. 对照组1

对照组1无碱性催化缩合及配套的絮凝沉淀工艺，芬顿氧化出水经过絮凝沉淀后直接进入到厌氧反应器，其他工艺单元与运行条件与实验组完全相同。

C 对照组2

对照组2除无好氧出水回流200%至厌氧池进水前端外，其他工艺单元与运行条件与实验组完全相同，包括碱性催化缩合反应单元。

二、实验结果

1.前端物化实验

实验组和对照组1及对照组2由于从板框压滤到芬顿氧化段工艺完全相同，为保证实验的严谨性，其采用同一批次的芬顿氧化出水作为进水。

本实验高浓度晶硅金刚线切片废水经过板框压滤、混凝沉淀、微电解及芬顿氧化后的处理效果如下表1：

表1 原水板框-混凝-芬顿氧化实验结果

从上述实验结果可见，高浓度晶硅金刚线切片废水经过板框滤料、混凝沉淀及微电解和芬顿氧化后，出水COD 维持在12000-14000mg/L，悬浮物较少，剩余的基本为可溶性有机物。以该废水为本实施例的后续实验样品。

2.碱性催化缩合及生化实验

实验组和对照组1及对照组2采用统一批次的废水及接种污泥，实验装置的容积和参数也完全一致。实验装置中一级厌氧水解池的容积为960L，一级好氧池容积960L,二级厌氧厌氧水解池的容积为480L，一级好氧池容积240L。每天进水量为240L，两级好氧沉淀池均回流480L至厌氧水解池1前端。

A.实验组出水COD结果：

前期缓慢进水驯化，驯化时间2个月，2个月后连续进水，出水结果如下：

表2 实验组生化出水结果

B.对照组1出水COD结果：

前期缓慢进水驯化，驯化时间2个月，2个月后连续进水，出水结果如下：

表3 对照组1生化出水结果

C.对照组2出水COD结果：

前期缓慢进水驯化，驯化时间2个月，2个月后连续进水，对照组2所使用的碱性催化缩合废水为实验组同一批废水。对照组2出水结果如下：

表4 对照组2生化出水结果

D.实验组及对照组实验结果分析

从上述对照实验结果（表2-4）分析可见

实验组采用碱性催化缩合反应对芬顿氧化出水进行处理，而对照组1采用常规方法，芬顿氧化出水直接进入到厌氧水解池。从实验组和对照组1的各单元出水COD数据可见，碱性催化缩合反应可以大幅降低废水的毒性，提高厌氧水解及好氧的对COD的去除效率；当实验组采用碱性催化缩合反应，最终好氧出水COD维持在300-500mg/L，而对照组1未采用缩合反应，最终好氧出水维持在2700-3500mg/L，两者区别明显。分析原因，可能是由于芬顿氧化和厌氧水解分解聚乙二醇、聚醚等大分子后产生大量毒性醛类，其抑制了厌氧水解菌活性，导致大分子有机物无法持续降解。

实验组和对照组2均采用碱性催化缩合反应对芬顿氧化出水进行处理，两者区别在于实验组好氧出水回流200%至厌氧池前端，而对照组2好氧出水不回流。从实验组和对照组2的各单元出水COD数据可见，通过增加厌氧好氧的交替内回流，提高了厌氧水解及好氧的对COD的去除效率。当实验组采用碱性催化缩合反应，最终好氧出水COD维持在300-500mg/L，而对照组2未采用交替内回流方式，最终好氧出水维持在900-1200mg/L，两者区别明显。分析原因，可能是通过内回流，厌氧产生的毒性小分子醛类、醇类、酮类在好氧下快速降解，而降解后的回流水稀释了厌氧水解池中的毒性物浓度。

实施例2

高浓度晶硅金刚线切片废水取至江苏某知名太阳能硅片生产企业，主要产生高浓度的晶硅切片废水和低浓度的清洗废水。

高浓切片水每天410吨，水质如下：

COD：25000-28000mg/L，pH值：3.0-6.0，悬浮物（SS）：10000-30000mg/L。

低浓清洗废水每天760吨，水质如下：

COD：500-900mg/L，pH值：6.0-8.0

为模拟实际废水情况，将芬顿氧化后的高浓切片废水与低浓清洗废水按照41:76配比进入生化配水池实验。

A. 实验组工艺流程如图2所示：

高浓度晶硅金刚线切片废水经过板框压滤机过滤及混凝沉淀处理，去除原水中大部分悬浮物及硅粉后，开始进入氧化处理阶段。氧化采用微电解和芬顿氧化，投加双氧水为氧化剂，亚铁为催化剂。芬顿氧化出水采用碱催化缩合反应后，在生化池内与低浓度的清洗废水混合均化。均化后的废水再通过水解酸化、UASB及两级AO处理（厌氧好氧处理）。好氧后的二级沉淀池出水回流100%至水解酸化池进水前端。

具体工艺参数如下：

1.微电解采用烧结的铁碳填料，停留时间4h，pH 3.0-5.0；Fenton氧化H₂O₂投加量2.5g/L，亚铁投加0.5g/L，反应常温；

2.碱性催化缩合反应投加1.5g/L片碱，pH 13-14，反应温度70-80℃，反应时间2h；结束后采用硫酸回调至8.0，加入PAC 500mg/L絮凝沉淀。

3.水解酸化池停留时间24h，通过潜水搅拌机搅拌。UASB反应器停留时间为96h，通过布水和内回流进行搅拌，厌氧反应器控制温度30-37℃。

4.一级AO池水力停留时间为72h，缺氧池安装推流搅拌机，好氧池采用微孔曝气盘供氧。二级AO水力停留时间36h。两级AO池温度控制在25-32℃。

厌氧、水解酸化和好氧接种为实验室某市政污泥，厌氧、水解污泥接种量5g/L，好氧污泥接种量4g/L。

B对照组

对照组无碱性催化缩合和好氧沉淀出水内回流100%至水解酸化池前端两步骤，其他工艺单元与运行条件与实验组完全相同。

实验结果

1.前端物化实验

高浓晶硅金刚线切割废水的前处理工艺（从板框压滤至芬顿氧化）与实施例1采用同一批次废水，运行参数也完全参照实施例1。

2.碱性催化缩合及生化实验

实验组采用统一批次的废水及接种污泥，实验装置的容积和参数也完全一致。实验装置中水解酸化池的容积为240L，UASB反应器的容积为960L；一级AO池容积7200L,二级AO池的容积为360L。每天进水量为240L，二级AO后的沉淀池回流240L至水解酸化池1前端。

A.实验组出水COD结果：

前期缓慢进水驯化，驯化时间2个月，2个月后连续进水，出水结果如下：

表5 实施2实验组生化出水结果

B.对照组出水COD结果：

表6 实施2对照组生化出水结果

C.实验组及对照组实验结果分析

从上述对照实验结果（表5-6）分析可见:

实验组采用碱性催化缩合和好氧段出水内回流对芬顿氧化出水进行处理，而对照组采用常规方法，芬顿氧化出水直接进入到水解酸化池，另外好氧出水也不回流至水解或厌氧。从实验组和对照组的各单元出水COD数据可见，碱性催化缩合反应可以大幅降低废水的毒性，提高厌氧水解及好氧的对COD的去除效率；采用本发明提供的实施方法可以将晶硅切割混合废水的出水COD最终控制在300mg/L以内，而采用常规的物化加生化组合工艺，最终出水维持在1200-1400mg/L。采用本发明提供的方法对晶硅切片综合废水强化效果非常明显。

以上，仅为本发明较佳的具体实施方式，但本发明的保护范围并不局限于此，任何熟悉该技术的人在本发明所揭露的技术范围内，可轻易想到的变化或替换，都应涵盖在本发明的保护范围之内。因此，本发明的保护范围应该以权利要求的保护范围为准。

Claims (10)

1.一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其包括以下步骤：1、将废水经过压滤处理去除悬浮硅粉；2、采用强氧化工艺对废水进行强氧化处理；其特征在于：其还包括以下步骤：3、向废水中添加碱性催化剂进行碱性催化缩合反应；4、对反应后的废水进行絮凝沉淀处理并分离除去沉淀物和絮凝物；5、对处理后的废水循环交替进行厌氧水解及好氧曝气，所述厌氧水解的过程中利用厌氧水解菌将废水中的大分子有机物分解为小分子有机物，所述好氧曝气的过程中利用好氧菌对分解得到的所述小分子有机物进行降解。

2.根据权利要求1所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：步骤2中所述强氧化工艺为芬顿氧化工艺、臭氧氧化工艺、电催化氧化工艺中的一种或者多种。

3. 根据权利要求2所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：当采用芬顿氧化工艺对废水进行强氧化处理时，先调节废水pH 3.0-6.0，再投加27%双氧水，投加量为2.0-20.0g/L，硫酸亚铁投加量为0.5-5.0g/L，反应温度10-90℃，反应时间1.0-6.0h；

当采用臭氧氧化工艺对废水进行强氧化处理时，臭氧的投加浓度为30-300mg/L，反应时间20-200分钟，反应温度10-50℃。

4.根据权利要求1所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：步骤3中所述碱性催化剂包括碱金属或碱土金属的氧化物、氢氧化物、碳酸盐、有机胺类化合物以及阴离子交换树脂、固体碱催化剂中的一种或多种组合物，碱性催化缩合反应中，反应温度为15-95℃，反应时间大于10分钟，当采用了阴离子交换树脂、固体碱催化剂以外的催化剂时，溶液体系pH值>9.5，当仅采用阴离子交换树脂和/或固体碱催化剂时，催化剂的使用不受溶液pH值影响。

5.根据权利要求1所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：步骤3中所述碱性催化剂为氢氧化钠、碳酸钠、氢氧化钾、碳酸钾、氢氧化钙中的一种或两种以上组合物，投加浓度为0.5-5.0g/L。

6.根据权利要求1所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：步骤5中采用厌氧水解池进行厌氧水解，采用好氧曝气池进行好氧曝气，先将废水通入所述厌氧水解池进行厌氧水解后再通入所述好氧曝气池进行好氧曝气，好氧曝气后经过沉淀将好氧曝气池出水回流至所述厌氧水解池实现循环交替进行厌氧水解及好氧曝气。

7.根据权利要求6所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：好氧出水内回流至厌氧水解池的流量设计为正常进水流量的50-400%。

8.根据权利要求6所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：所述厌氧水解池包括厌氧滤池、ABR反应器、UASB反应器、IC反应器、EGSB反应器、水解酸化池、微氧水解池中的一种或多种组合使用，其采用的水力搅拌方式包括：布水搅拌、内回流搅拌、潜水搅拌机搅拌、推流搅拌、穿孔曝气管搅拌中的一种或多种组合使用，厌氧水解工艺单元的水力停留时间为24-96h，反应温度15-38℃，池内溶解氧低于0.5mg/L；

所述好氧曝气池包括活性污泥曝气池、AO池、SBR池、MBR曝气池、接触氧化池、MBBR池、氧化沟、曝气生物滤池中的一种或多种组合使用，好氧曝气池单元的水力停留时间为24-144h，反应温度15-38℃，池内溶解氧大于1.0mg/L。

9.根据权利要求6-8任一所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：厌氧水解和好氧曝气时，在厌氧水解池和好氧曝气池内各投加3.0-30.0g/L的粉末活性炭作为所述厌氧水解菌和所述好氧菌的附着载体，粉末活性炭的粒径为80-400目。

10.根据权利要求1所述的一种用于处理太阳能晶硅金刚线切片废水的方法，其特征在于：在收集太阳能晶硅金刚线切片废水时，将晶硅金刚线切割过程中产生的清洗废水单独收集，步骤5中，在进入厌氧水解前，向废水中混合低温或者常温的所述清洗废水。