Ⅰ 想问一下水施中一些管道标识的意思
这可能是个建筑群，比如一系列的住宅楼，a栋，b栋，c栋……
然后aw指的就是回a栋楼污水，答bw就是b栋楼污水，……
而ay指a栋楼雨水，by就是指b栋楼雨水，……
个人猜测，还是以实际为准，按常理来看，不可能有这么多管代号的，如果有，肯定在总说明里会说明的。
Ⅱ 好氧活性污泥处理生活废水
活性污泥法是以活性污泥为主体的废水生物处理的主要方法。活性污泥法是向废水中连续通入空气，经一定时间后因好氧性微生物繁殖而形成的污泥状絮凝物。其上栖息着以菌胶团为主的微生物群，具有很强的吸附与氧化有机物的能力。
你是想问好氧活性污泥处理生活废水的工艺流程呢？还是想问出水的具体数据呢？
活性污泥工艺是城市污水处理的主要工艺，它的设计计算有三种方法：污泥负荷法、泥龄法和数学模型法。三种方法在操作上难易程度不同，计算结果的精确度不同，直接关系到设计水平、基建投资和处理可靠性。正因为如此，国内外专家都在进行大量细致的研究，力求找出一种精确度更高而又便于操作的计算方法。
1 污泥负荷法
这是目前国内外最流行的设计方法，几十年来，运用该法设计了成千上万座污水处理厂，充分说明它的正确性和适用性。但另一方面，这种方法也存在一些问题，甚至是比较严重的缺陷，影响了设计的精确性和可操作性。
污泥负荷法的计算式为〔1〕：
V=24LjQ／1000FwNw=24LjQ／1000Fr (1)
污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw(曝气池污泥负荷)和Fr(曝气池容积负荷)是根据曝气的类别按照以往的经验设定，由于水质千差万别和处理要求不同，这两个基本参数的设定只能给出一个较大的范围，例如我国的规范对普通曝气推荐的数值为：
Fw=0.2～0.4 kgBOD/(kgMLSS·d)
Fr=0.4～0.9 kgBOD/(m3池容·d)
可以看出，最大值比最小值大一倍以上，幅度很宽，如果其他条件不变，选用最小值算出的曝气池容积比选用最大值时的容积大一倍或一倍以上，基建投资也就相差很多，在这个范围内取值完全凭经验，对于经验较少的设计人来说很难操作，这是污泥负荷法的一个主要缺陷。
污泥负荷法的另一个问题是单位容易混淆，譬如我国设计规范中Fw的单位是kgBOD/(kgMLSS·d)，但设计手册中则是kgBOD/(kgMLVSS·d)，这两种单位相差很大。MLSS是包括无机悬浮物在内的污泥浓度，MLVSS则只是有机悬浮固体的浓度，对于生活污水，一般MLVSS=0.7MLSS，如果单位用错，算出的曝气池容积将差30%。这种混淆并非不可能，例如我国设计手册中推荐的普通曝气的Fw为0.2～0.4kgBOD/(kgMLVSS·d)〔2〕，其数值和设计规范完全一样，但单位却不同了。设计中经常遇到不知究竟用哪个单位好的问题，特别是设计经验不足时更是无所适从，加上近年来污水脱氮提上了日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适呢?
污泥负荷法最根本的问题是没有考虑到污水水质的差异。对于生活污水来说，SS和BOD浓度大致有数，MLSS与MLVSS的比值也大致差不多，但结合各地的实际情况来看，城市污水一般包含50%甚至更多的工业废水，因而污水水质差别很大，有的SS、BOD值高达300～400 mg/L，有的则低到不足100 mg/L，有的污水SS/BOD值高达2以上，有的SS值比BOD值还低。污泥负荷是以MLSS为基础的，其中有多大比例的有机物反映不出来，对于相同规模、相同工艺、相同进水BOD浓度的两个厂，按污泥负荷法计算曝气池容积是相同的，但当SS/BOD值差异很大时，MLVSS也相差很大，实际的生物环境就大不相同，处理效果也就明显不同了。
综上所述，污泥负荷法有待改进。因此，国际水质污染与控制协会(IAWQ)组织各国专家，于1986年首次推出活性污泥一号模型(简称ASM1)〔3〕，1995年又推出了活性污泥二号模型(简称ASM2)〔4、5〕。
2 数学模型法
数学模型法在理论上是比较完美的，但在具体应用上则存在不少问题，这主要是由于污水和污水处理的复杂性和多样性，即使是简化了的数学模式，应用起来也相当困难，从而阻碍了它的推广和应用。到目前为止，数学模型法在国外尚未成为普遍采用的设计方法，而在我国还没有实际应用于工程，仍停留在研究阶段。
数学模型法的主要问题是模型中有很多系数和常数，ASM1中有13个，ASM2中有19个，它们都需要设计人员根据实际污水水质和处理工艺的要求确定具体数值，其中多数要经过大量监测分析后才能得出，而且不同的污水有不同的数值。由于污水水质多变，确定这些参数很困难，如果这些参数有误，就直接影响到计算结果的精确性和可靠性。国外已经提出了这些参数的数值，但我国的污水成分与国外有很大差别，特别是污水中的有机物成分差别很大，盲目套用国外的参数值肯定是不行的。因此，要将数学模型法应用于我国的污水处理设计，必须组织力量监测分析各种污水水质，确定有关参数，才有可能把数学模型实用化。然而，从我国目前情况看，数据分析和积累恰恰是最大的薄弱环节之一，我国已运转的城市污水处理厂有上百座，至今连一些最基本的数据都难以确定，更不用说数学模型法所需的各种数据了，显然，要在我国应用数学模型法还需做大量的工作，还需要相当长的时间。
3 泥龄法
3.1泥龄法的计算式
设计规范中提出了按泥龄计算曝气池容积的计算公式〔1〕：
V=〔24QθcY(Lj-Lch)／1 000Nwv(1+Kdθc) (2)
设计规范对式中几个关键参数提出了推荐值：
Y=0.4～0.8(20℃，有初沉池)
Kd=0.04～0.075(20℃)
当水温变化时，按下式修正：
Kdt=Kd20(θt)t-20 (3)
式中 θt——温度系数，θt=1.02～1.06
θc——高负荷取0.2～2.5，中负荷取5～15，低负荷取20～30
可以看出，它们的取值范围都很宽，Y值的变化幅度达100%，Kd值的变化幅度达87.5%，θc值的变化幅度从50%到几倍，实际计算时很难取值，这也是泥龄法在我国难以推广的原因之一。
为了使泥龄计算法实用化，笔者根据自己的设计体会，建议采用德国目前使用的ATV标准中的计算公式，并对式中的关键参数取值结合我国具体情况适当修改。实践证明，按该公式计算概念清晰，特别便于操作，计算结果都能满足我国规范的要求，不失为一种简单、可信而又十分有效的设计计算方法。其基本计算公式为：
V=24QθcY(Lj-Lch)／1000Nw (4)
式中 Y——污泥产率系数(kgSS/kgBOD)
Q、Lj、Lch值是设计初始条件，是反映原水水量、水质和处理要求的，在设计计算前已经确定。
泥龄θc是指污泥在曝气池中的平均停留时间，其数值为：
θc=VNw／W (5)
式中 W——剩余污泥量，kgSS/d
W=24QY(Lj-Lch)／1000 (6)
根据以上计算式，采用泥龄法设计计算活性污泥工艺时，只需确定泥龄θc、剩余污泥量W(或污泥产率系数Y)和曝气池混合液悬浮固体平均浓度Nw(MLSS)即可求出曝气池容积V。与污泥负荷法相比，它用泥龄θc取代Fw或Fr作为设计计算的最基本参数，与数学模型法相比，它只需测定一个污泥产率系数Y，而不需测定13或19个参数数据。
3.2泥龄的确定
泥龄是根据理论同时又参照经验的累积确定的，按照处理要求和处理厂规模的不同而采用不同的泥龄，德国ATV标准中单级活性污泥工艺污水处理厂的最小泥龄数值见表1。
表1 德国标准中活性污泥工艺的最小泥龄
d处理目标处理厂规模
≤5 000 m3/d≥25 000 m3/d
无硝化54
有硝化(设计温度：10 ℃)108
有硝化、反硝化(10 ℃)
VD/V=0.2
VD/V=0.3
VD/V=0.4
VD/V=0.512
13
15
1810
11
13
16
有硝化、反硝化、污泥稳定25不推荐
注 VD/V为反硝化池容与总池容之比。
表中对规模小的污水厂取大值，是考虑到小厂的进水水质变化幅度大，运行工况变化幅度大，因而选用较大的安全系数。
泥龄反映了微生物在曝气池中的平均停留时间，泥龄的长短与污水处理效果有两方面的关系：一方面是泥龄越长，微生物在曝气池中停留时间越长，微生物降解有机污染物的时间越长，对有机污染物降解越彻底，处理效果越好；另一方面是泥龄长短对微生物种群有选择性，因为不同种群的微生物有不同的世代周期，如果泥龄小于某种微生物的世代周期，这种微生物还来不及繁殖就排出池外，不可能在池中生存，为了培养繁殖所需要的某种微生物，选定的泥龄必须大于该种微生物的世代周期。最明显的例子是硝化菌，它是产生硝化作用的微生物，它的世代周期较长，并要求好氧环境，所以在污水进行硝化时须有较长的好氧泥龄。当污水反硝化时，是反硝化菌在工作，反硝化菌需要缺氧环境，为了进行反硝化，就必须有缺氧段(区段或时段)，随着反硝化氮量的增大，需要的反硝化菌越多，也就是缺氧段和缺氧泥龄要加长。上述关系的量化已体现在表1中。
无硝化污水处理厂的最小泥龄选择4～5 d，是针对生活污水的水质并使处理出水达到BOD=30 mg/L和SS=30 mg/L确定的，这是多年实践经验的积累，就像污泥负荷的取值一样。
有硝化的污水处理厂，泥龄必须大于硝化菌的世代周期，设计通常采用一个安全系数，以确保硝化作用的进行，其计算式为：
θc=F（1／μo） (7)
式中θ c——满足硝化要求的设计泥龄，d
F——安全系数，取值范围2.0～3.0，通常取2.3
1/μo——硝化菌世代周期，d
μo——硝化菌比生长速率，d-1
μo=0.47×1.103(T-15) (8)
式中 T——设计污水温度，北方地区通常取10 ℃，南方地区可取11～12 ℃
代入式(8)得：
μo=0.47×1.103(10-15)=0.288/d
再代入式(7)得：
θc=2.3×1／0.288=7.99 d
计算所得数值与表1中的数值相符。
表1是德国标准，但它的理论依据和经验积累具有普遍意义，并不随水质变化而改变，因此笔者认为可以在我国设计中应用。
在污泥负荷法中，污泥负荷是最基本的设计参数，泥龄是导出参数。而在泥龄法中，泥龄是最基本的设计参数，污泥负荷是导出参数，两者呈近似反比关系：
θcFw=Lj／Y(Lj-Lch) (9)
式中污泥产率系数Y是泥龄θc的函数。
3.3污泥产率系数的确定
采用泥龄法进行活性污泥工艺设计计算时，准确确定污泥产率系数Y是十分重要的，从式(4)中看出，曝气池容积与Y值成正比，Y值直接影响曝气池容积的大小。
式(6)给出了Y值和剩余污泥量W的关系，剩余污泥量是每天从生物处理系统中排出的污泥量，它包括两部分：一部分随出水排除，一部分排至污泥处理系统，其计算式为：
W=24QNch／1000+QsNs (10)
式中 Nch——出水悬浮固体浓度，mg/L
Qs——排至污泥处理系统的剩余污泥量，m3/d
Ns——排至污泥处理系统的剩余污泥浓度，kg/m3
剩余污泥量最好是实测求得。从式(10)可以看出，对于正常运行的污水处理厂，Q、Nch、Qs及Ns值都不难测定，这样就能求出W和Y值。问题在于设计时还没有污水处理厂，只有参照其他类似污水处理厂的数值。由于污水水质不同，处理程度及环境条件不同，各地得出的Y值不可能一样，特别是很多城市污水处理厂由于资金短缺等原因，运行往往不正常，剩余污泥量W的数值也测不准确，这势必影响设计的精确性和可靠性。
从理论上分析，污泥产率系数与原水水质、处理程度和污水温度等因素有关。首先，污泥产率系数本来的含义是一定量BOD降解后产生的SS。由于是有机物降解产物，这里的SS应该是VSS，即挥发性悬浮固体，但污水中还有相当数量的无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体，它们并未被微生物降解，而是原封不动地沉积到污泥中，结果产生的SS将大于真正由BOD降解产生的VSS，因此在确定污泥产率系数时，必须考虑原水中
无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体的含量。其次，随着处理程度的提高，污泥泥龄的增长，有机物降解越彻底，微生物的衰减也越多，这导致剩余污泥量的减少。至于水温，是影响生化过程的重要因素，水温增高，生化过程加快，将使剩余污泥量减少。对于各种因素的影响，可根据理论分析通过实验建立数学方程式，其计算结果如经受住实践的检验，就可用于实际工程。德国已经提出了这样的方程式，按这个方程式计算出的Y值已正式写进ATV标准中。
Y=0.6(Nj／Lj+1)-0.072×0.6θc×FT／1+0.08θc×FT (11)
F=1.072(T-15) (12)
式中 Nj ——进水悬浮固体浓度，mg/L
FT——温度修正系数
T——设计水温，与前面的计算取相同数值
可以看出，Nj/Lj值反映了污水中无机悬浮固体和难降解悬浮固体所占比重的大小，如果它们占的比重增大，剩余污泥量自然要增加，Y值也就增大了。θc值影响污泥的衰减，θc值增长，污泥衰减得多，Y值相应减少。温度的影响体现在FT值上，水温增高，FT值增大，Y值减小，也就是剩余污泥量减少。
这个方程式对我国具有参考价值。由于我国的生活习惯与西方国家差异很大，污水中有机物比重低，有机物中脂肪比例低，碳水化合物比例高，因而产泥量也不会完全相同。根据国内已公布的数据和笔者的经验，我国活性污泥工艺污水处理厂的剩余污泥产量比西方国家要少，因此，式(11)中须乘上一个修正系数K：
Y=K×0.6(NjLj+1)-〔（0.072×0.6θc×FT）／（1+0.08θc×FT） (13)
一般取K＝0.8～0.9。
在目前缺乏我国自己的Y值计算式的情况下，笔者认为采用式(13)计算Y值是可行的。
3.4 MLSS的确定
不管采用哪种设计计算方法，都需要合理确定MLSS。在其他条件不变的情况下，MLSS增大一倍，曝气池容就减小一倍；MLSS减小一倍，曝气池容就增大一倍。它直接影响基建投资，因此需要慎重确定。
在设计规范和手册中，对MLSS值推荐了一个选用范围，如普通曝气是1.5～2.5 kg/m3，延时曝气是2.5～5.0 kg/m3，变化幅度都比较大，设计时不好操作。为了选定合适的MLSS值，有必要弄清影响它的因素。
MLSS不能选得过低，主要有三个原因：
①MLSS过低，曝气池容积V就要相应增大，在经济上不利。
②MLSS过低，曝气池中容易产生泡沫，为了防止泡沫，一般需保持2 kg/m3以上的污泥浓度。
③当污泥浓度很低时，所需氧量较少，如MLSS过低，池容增大，单位池容的供气量就很小，有可能满足不了池内混合的要求，势必额外增加搅拌设备。MLSS也不能选得过高，主要是因为：
①要提高MLSS，必须相应增加污泥回流比，降低二沉池表面负荷，加长二沉池停留时间，这就要求增大二沉池体积和回流污泥能耗。把曝气池、二沉池和回流污泥泵房作为一个整体来考虑，为使造价和运行费用总价最低，污泥回流比通常限制在150%以内。对于一般城市污水，二沉池的回流污泥浓度通常为4～8 kg/m3，若按最高值约8 kg/m3计，回流比为150%时的曝气池内MLSS为4.8kg/m3，实际设计中MLSS最高一般不超过4.5kg/m3。
②污水的性质和曝气池运行工况对MLSS有巨大影响，如果污水中的成分或曝气池的工况有利于污泥膨胀，污泥指数SVI值居高不下(如SVI＞180 mL/g)，回流污泥浓度就会大大降低，MLSS就必须选择低值。
根据以上分析，在选定MLSS时要照顾到各个方面：
①泥龄长、污泥负荷低，选较高值；泥龄短、污泥负荷高，选较低值；同步污泥好氧稳定时，选高值。
②有初沉池时选较低值，无初沉池时选较高值。
③SVI值低时选较高值，高时选较低值。
④污水浓度高时选较高值，低时选较低值。
⑤合建反应池(如SBR)不存在污泥回流问题，选较高值或高值。
⑥核算搅拌功率是否满足要求，如不满足时要进行适当调整。
德国ATV标准对MLSS值规定了选用范围，有硝化和无硝化时其MLSS值是一样的，这不完全符合我国具体情况。我国城市污水污染物浓度通常较低，在无硝化(泥龄短)时如果MLSS值过高，有可能停留时间过短，不利于生化处理，故将无硝化时的MLSS值降低0.5kg/m3，推荐的MLSS值列于表2。
表2 推荐曝气池MLSS取值范围
kg/m3处理目标MLSS
有初沉池无初沉池
无硝化2.0～3.03.0～4.0
有硝化(和反硝化)2.5～3.53.5～4.5
污泥稳定 4.5
3.5泥龄法的优缺点
①泥龄法是经验和理论相结合的设计计算方法，泥龄θc和污泥产率系数Y值的确定都有充分的理论依据，又有经验的积累，因而更加准确可靠。
②泥龄法很直观，根据泥龄大小对所选工艺能否实现硝化、反硝化和污泥稳定一目了然。
③泥龄法的计算中只使用MLSS值，不使用MLVSS值，污泥中无机物所占比重的不同在参数Y值中体现，因而不会引起两者的混淆。
④泥龄法中最基本的参数——泥龄θc和污泥产率系数Y都有变化幅度很小的推荐值和计算值，操作起来比选定污泥负荷值更方便容易。
⑤泥龄法不像数学模型法那样需要确定很多参数，使操作大大简化。
⑥计算污泥产率系数Y值的方程式是根据德国的污水水质和实验得出的，结合我国情况在应用时需乘以一个修正系数。
4 结论
①活性污泥工艺的设计计算方法有必要从污泥负荷法逐步向泥龄法过渡，最终过渡到数学模型法。在数学模型法实用化之前，泥龄法将发挥重要作用。
②按泥龄法计算用式(4)，该式与设计规范中的计算式相比，Nw与Nwv的转换和污泥衰减的影响在Y值的计算中考虑，这样理论意义更加清晰，使用起来更加方便。
③德国ATV标准中推荐的泥龄选用数据(见表1)是根据有机物降解和微生物生长规律结合实
际经验产生的，不涉及污水的具体水质变化，在我国有实用价值。
④污泥产率系数Y值的计算式(11)有充分的理论依据，但它是用德国污水实验得出的，为了适用于我国，须乘以修正系数，修正后的计算式(13)可用于实际设计计算。
⑤MLSS的取值在设计规范中有规定，但范围较大，不太好操作，建议参照表2中的数据选用，相互对比检验。
⑥建议对我国有一定代表性的城市污水进行实验研究，推出自己的Y值计算方程式，使泥龄法的实用基础更加扎实可靠。
活性污泥法处理城市生活污水主要运行方式：
1、推流式活性污泥法
2、完全混合活性污泥法
3、分段曝气活性污泥法
4、吸附-再生活性污泥法
5、延时曝气活性污泥法
6、高负荷活性污泥法
7、浅层、深水、深井曝气活性污泥法
8、纯氧曝气活性污泥法
9、氧化沟工艺
10、序批式活性污泥法
Ⅲ 城市污水处理厂管线图里的CY线是什么意思
超越管线（渠）的意思：污水厂内合理布置超越管渠，可使水流越过专某处理构筑物，而属流至其后续构筑物，也可使水流直接排出厂外。其合理布置应保证在构筑物维护和紧急修理以及发生其他特殊情况时，对出水水质影响小，并能迅速恢复正常运行。
Ⅳ 污水处理站怎样处理含氰废水
处理含氰废水的方法
除了氯氧化法、二氧化硫－空气氧化法、过氧化氢氧化法、酸化回收法、萃取法已独立或几种方法联合使用于黄金氰化厂外，生物化学法、离子交换法、吸附法、自然净化法在国内外也有工业应用，由于报道较少，工业实践时间短，资料数据有限，本章仅对这些方法的原理、特点、处理效果进行简要介绍。
一、生物化学法
1、生物法原理
生物法处理含氰废水分两个阶段，第一阶段是革兰氏杆菌以氰化物、硫氰化物中的碳、氮为食物源，将氰化物和硫氰化物分解成碳酸盐和氨：
微生物
Mn（CN）n（n-m）-+4H2O+O2─→Me-生物膜+2HCO3-+2NH3
对金属氰络物的分解顺序是Zn、Ni、Cu、Fe对硫氰化物的分解与此类似，而且迅速，最佳pH值6.7～7.2。
细菌
SCN-+2.5O2+2H2O→SO42-+HCO3-+NH3
第二阶段为硝化阶段，利用嗜氧自养细菌把NH3分解：
细菌
NH3+1.5O2→NO2-+2H++H2O
细菌
NO2-+0.5O2→NO3-
氰化物和硫氰化物经过以上两个阶段，分解成无毒物以达到废水处理目的。
生物化学法根据使用的设备和工艺不可又分为活性污泥法、生物过滤法、生物接触法和生物流化床法等等，国内外利用生物化学法处理焦化、化肥厂含氰废水的报导较多。
据报道，从1984年开始，美国霍姆斯特克（Homestake）金矿用生物法处理氰化厂废水，英国将一种菌种固化后用于处理2500ppm的废水，出水CN-可降低到1ppm，是今后发展的方向。
微生物法进入工业化阶段并非易事，自然界的菌种远不能适应每升数毫克浓度的氰化物废水，因此必须对菌种进行驯化，使其逐步适应，生物化学法工艺较长，包括菌种的培养，加入营养物等，其处理时间相对较长，操作条件严格。如温度、废水组成等必须严格控制在一定范围内，否则，微生物的代谢作用就会受到抑制甚至死亡。设备复杂、投资很大，因此在黄金氰化厂它的应用受到了限制。但生物化学法能分解硫氰化物，使重金属形成污泥从废水中去除，出水水质很好，故对于排水水质要求很高、地处温带的氰化厂，使用生物法比较合适。
2、生物法的应用情况
国外某金矿采用生物化学法处理氰化厂含氰废水。首先，含氰废水通过其它废水稀释，氰化物含量降低到生化法要求的浓度（CN-<10.0mg/L）、温度（10℃～18℃，必要时设空调），pH值（7～8.5）然后加入营养基（磷酸盐和碳酸钠），废水的处理分两段进行，两段均采用Φ3.6×6m的生物转盘，30%浸入废水中以使细菌与废水和空气接触，第一段用微生物把氰化物和硫氰化物氧化成二氧化碳、硫酸盐和氨，同时重金属被细菌吸附而从废水中除去，第二段包括氨的细菌硝化作用，首先转化为亚硝酸盐，然后被转化为硝酸盐，第一段采用事先经过驯化的，微生物从工艺水中以两种适应较高的氰化物和硫氰化物的浓度。第二段采用分离出来的普通的亚硝化细菌和硝化细菌，被附着在转盘上的细菌的浮生物膜吸附重金属并随生产膜脱落而被除去，通过加入絮凝剂使液固两相分开，清液达标排放，污泥排放尾矿库。该处理装置处理废水（包括其它废水）800m3/h，每个生物转盘直径3.6m，长6m。由波纹状塑料板组成。该处理厂总投资约1000万美元，其处理指标见表10-1。
表10－1 生物化学法处理含氰废水效果
废水名称 废水各组份含量（mg/L）
总CN- CN- SCN- Cu
处理前 3.67 2.30 61.5 0.56
处理后 0.33 0.05 0.50 0.04
3、生物化学法的特点
（一）优点
生物法处理的废水，水质比较好，CN-、SCN-、CNO-、NH3、重金属包括Fe(CN)64-均有较高的去除率，排水无毒，尤其是能彻底去除SCN-，是二氧化硫－空气法、过氧化氢氧化法、酸化回收法等无法做到的。
（二）缺点
1）适应性差，仅能处理极低浓度而且浓度波动小的含氰废水，故氰化厂废水应稀释数百倍才能处理，这就扩大了处理装置的处理规模，大大增加了基建投资。
2）温度范围窄，寒冷地方必须有温室才能使用。
3）只能处理澄清水，不能处理矿浆。
二、离子交换法
1950年南非开始研究使用离子交换法处理黄金行业含氰废水。1960年苏联也开始研究，并在杰良诺夫斯克浮选厂处理含氰废水并回收氰化物和金。
1970年工业装置投入运行，取得了较好的效果，1985年加拿大的威蒂克（Witteck）科技开发公司开发了一种处理含氰废水的离子交换法，不久又成立了一个专门推广该技术的公司，叫Cy-tech公司，离子交换法处理进行研究，取得了许多试验数据，并已达到了工业应用的水平。
1、离子交换法的基本原理
离子交换法就是用离子交换树脂吸附废水中以阴离子形式存在的各种氰化物：
R2SO4+2CN-→2R(CN)2+SO42-
R2SO4+Zn(CN)42-→R2Zn(CN)4+SO42-
R2SO4+Cu(CN)32-→R2Cu(CN)3+SO42-
2R2SO4+Fe(CN)64-→R4Fe(CN)6+2SO42-
Pb(CN)42-、Ni(CN)42-、Au(CN)2-、Ag(CN) 2-、Cu(CN)2-等的吸附与上述类似，硫氰化物阴离子在树脂上的吸附力比CN-更大，更易被吸附在树脂上。
R2SO4+2SCN-→2RSCN
在强碱性阴离子交换树脂上，黄金氰化厂废水中主要的几种阴离子的吸附能力如下：
Zn(CN)42->Cu(CN)32->SCN->CN->SO42-
树脂饱和时，如果继续处理废水，新进入树脂层的Zn(CN)42-就会将其它离子从树脂上排挤下来，使它们重新进入溶液，但即使继续进行这一过程，树脂上已吸附的各种离子也不会全部被排挤下来，各种离子在树脂上的吸附量根据各种离子在树脂上的吸附能力以及在废水中的浓度不同有一部分配比。对于强碱性树脂来说，这种现象十分明显，具体表现在流出液的组成随处理量的变化特性曲线上。各组分当被吸附力强于它的组分从树脂上排挤下来时，其流出液浓度会出现峰值。
不同的弱碱树脂具有不同的吸附特性。因此，对不同离子的吸附力也有很大差别，研究用离子交换法处理含氰废水的一个重要任务就是去选择甚至专门合成适用于我们要处理的废水特点的树脂，否则树脂处理废水的效果或洗脱问题将难以满足我们的需要。难以工业化应用。
2、离子交换法存在的问题及解决途径
离子交换法存在的问题主要是树脂的中毒问题，主要是吸附能力强于氰化物离子的硫氰化物、铜氰络合物和铁氰络合物。由于上述物质吸附到树脂上，使树脂的洗脱变得较为复杂甚至非常困难。
（一）硫氰化物
对于大部分金氰化厂来说，废水中含有100mg/L以上的SCN-，其中金精矿氰化厂废水SCN-高达800mg/L以上，由于强碱性阴离子交换树脂对SCN-的吸附力较大，而且SCN-的浓度如此之高，使树脂对其它应吸附而从废水中除去的组分的吸附量大为降低，如Zn(CN)42-、Cu(CN)32-，同时，由于SCN-的饱和，会使CN-过早泄漏，导致离子交换树脂的工作饱和容量过低。例如，当废水中SCN-350mg/L时，其工作饱和容量（指流出液中CN-≤0.5mg/L条件）仅20倍树脂体积，而且SCN-难以从树脂上通过简单的方法洗脱下来，这就限制了具有大饱和容量的强碱性阴离子交换树脂的应用，而弱碱性阴离子交换树脂饱和容量最高不过强碱性树脂的一半，从处理洗脱成本考虑，也不易使用，可见较高的SCN-浓度给离子交换树脂带来很大麻烦。如果从树脂上不洗脱SCN-，那么流出液CN-不能达标，即使不考虑CN-的泄漏，树脂对其它离子的工作容量也减少。
（二）铜
尽管树脂对Cu(CN)32-的吸附力不如Zn(CN)42-大，但它的浓度往往较高，在强碱树脂上的饱和容量约8～35kg/m3，甚至更高，但用酸洗脱树脂上的氰化物时，铜并不能被洗脱下来，而是在树脂上形成CuCN沉淀，为了洗脱强碱树脂上的铜，必须采用含氨洗脱液洗脱，使铜溶解，形成Cu(NH3)42-或Cu(NH3)2+而洗脱下来，这就使工艺复杂化，尤其是洗脱液的再生也不够简便。
（三）亚铁氰化物离子
Fe(CN)64-尽管在树脂上吸附量不大，但在用酸洗脱树脂上氰化物和锌时，会生成Zn2Fe(CN)6、Fe2Fe(CN)6、Cu2Fe(CN)6沉淀物，而使树脂呈深绿至棕黑色，影响树脂的再生效果，如果专门洗脱Fe(CN)64-，尽管效果好，可是，洗脱液再生等问题均使工艺变得更长，操作更复杂。
3、技术现状
根据国产强碱树脂的上述特点，提出二种工艺：一是用强碱性阴离子处理高、中浓度含氰废水，旨在去除废水中的Cu、Zn，废水不达标但由于Cu、Zn的大为减少而有宜于循环使用。二是用强碱性树脂处理不含SCN-或SCN-浓度100mg/L以下的废水，回收氰化物为主，处理后废水达标外排。例如，在金精矿烧渣为原料的氰化厂用离子交换法处理贫液。把离子交换法用于这两方面在技术和经济上估计比用酸化回收法优越。最好的办法是开发易洗脱再生的新型树脂，国外的许多开发新型树脂的报导介绍了吸附废水中Fe(CN)64-、而且较容易被洗脱下来的树脂，近年来，由于越来越重视三废的回收，使人们十分重视使用离子交换法处理废水使其达到排放标准同时使大多数氰化物得以回收并重新使用这类课题。
加拿大Witteck开发公司开发出的一种氰化物再循环工艺就是其中比较有代表性的一例，该公司为此成立了一个Cy-tech公司专门推销这种工艺装置。一份报导介绍，该工艺用于处理锌粉置换工艺产生的贫液，使用强碱性阴离子交换树脂吸附重金属氰化物，当流出液CN-超标时对树脂进行酸洗，使用硫酸自下而上通过树脂床即可使树脂上的重金属和氰化物被洗脱下来，其重金属以阳离子形式存在于洗脱液中，洗脱液用类似于酸化回收法的装置回收HCN，然后大部分洗脱液进行再生并重复用于洗脱。回收的NaCN用于氰化工段，少量洗脱液经过中和沉淀出重金属离子后外排。据称这种方法也可用于处理炭浆厂的尾浆，其工艺和树脂矿浆法十分类似。Cy-tech公司认为该工艺经改进后也可消除尾矿库排水中残余氰化物及其它重金属，该报导无详细数据、资料以及树脂的型号。
另一报导称，这项工艺的关键是在废水进入离子交换柱前，先完成一个化学反应（使游离CN-形成Zn(CN)42-），并在化学反应中应用一种催化剂，有关人士解释说，如果没有这个反应，废水就不得不通过若干个交换柱提出那些无用的分子，从而增加了系统的成本和复杂性。
采用一段顺流吸附装置处理效果是CN-<0.5mg/L、各种重金属的总和小于1mg/L，处理能力约720加仑／h，树脂量约36加仑。
该试验装置大约需要处理3500加仑废水才能使一个交换柱饱和，每隔一天对交换柱进行一次解吸，每月最大产渣量（重金属沉淀物）也可装入1只45加仑的桶中，其废水按所给数据估算重金属总含量不大于50mg/L，估计重金属绝大部分是锌粉置换产生的Zn(CN)42-，该工艺装置的投资与其它处理装置相当。能在一年多的时间里靠回收氰化物而收回全部投资，该工艺由Cy-tech公司开始转让。但无工业应用的详细报导。
我国对离子交换法处理氰化厂含氰废水的研究主要有两个目的，一是解决氰化—锌粉置换工艺产生贫液的全循环问题，即从贫液中除去铜和锌，为了达到较高的吸附容量，通常使用强碱性阴离子交换树脂， 当废水中铜、锌含量分别为140、100mg/L时，强碱树脂的工作吸附容量不小于15kg/m3和6.5kg/m3。饱和树脂经酸洗回收氰化物并能洗脱部分锌，然后用另一种洗脱剂洗脱铜，树脂即可再生，而铜的洗脱剂需经再生方可重复使用，由于工艺较长目前尚无工业应用。
含氰废水→过滤→离 子 交 换→（低浓度含氰废水）返回浸出或处理
↓
（饱和树脂）回收氰化物
↓ 再生树脂返回使用
洗脱重金属
重金属回收
图11-1离子交换法回收氰化物工艺
当然如果废水中铜和SCN-极低时，树脂的再生仅通过酸洗就
可完成，此条件下可保证离子交换工艺出水达标。无论是国内还是国外，其离子交换工艺原则流程大致相同，见图11-1。
4、离子交换法的特点
（一）优点：
1）当废水中CN-低于酸化回收法的经济效益下限时，采用离子交换法由于氰化物和贵金属具有较好的经济效益，其处理效果优于酸化法，当废水组成简单时可排放。
2）投资小于酸化回收法
3）与酸化回收法相比，该方法药耗、电耗小，金回收率高。
（二）缺点：
1）当废水中SCN-含量高时，洗脱困难，树脂的容量受到影响，处理效果变差，离子交换法的应用范围受SCN-很大影响。
2）在洗脱氰化物过程中，很难洗脱铜，故需专门的洗脱方法和步骤，使工艺复杂化。
3）在酸洗过程中，Fe(CN)64-会在树脂颗粒内形成重金属沉淀物而使树脂中毒。
4）对操作者的素质要求高。
三、吸附—回收法
前面已谈过，离子交换为化学吸附，吸附力较强，故解吸困难，解吸成本高。近来，国外开发了用吸附树脂、活性炭做吸附剂，从含氰矿浆或废水中回收铜和氰化物的技术，已完成了半工业试验。
1、吸附树脂吸附—回收法
西澳大利亚一炭浸厂对液相中铜、氰化钠浓度分别为85、158mg/L之氰尾进行了吸附─回收法半工业试验，采用法国地质科学研究所开发的V912吸附树脂，处理能力为10m3/d，处理后尾浆液相中游离氰化物（CN-）浓度小于0.5mg/L。饱和树脂分两级洗脱再返回使用，用金属洗脱剂洗重金属，用硫酸洗脱氰化物，洗脱液用与酸化回收法类似的方法回收氰化物。
试验表明，当铜浓度增加时，处理成本增加较大。
以半工业试验结果推算，建一座年处理能力100万吨的装置，在铜、氰化钠浓度分别为100、300mg/L条件下，设备费为250万加元。年回收铜122t，氰化钠377t，年洗脱树脂1700t次，洗脱每吨树脂的消耗如下（单位：t）:
H2SO4攭NaOH Na2S 水 动力
0.5 0.453 0.048 17.5m3 12.3kwh
2、活性炭吸附—回收法
活性炭具有吸附废水中重金属和氰化物的特性，这早已人所共知，国外早在十年前就有金矿试验用来处理贫液中铜等杂质，使贫液全循环，但没能解决洗脱再生问题。
近年来，西澳大利亚一个炭浆厂完成了用洗性炭从浸出矿浆中回收铜和氰化物的半工业试验，采用加温解吸法选择性解吸铜，含铜解吸液在酸性条件下沉淀氰化铜，再把氰化铜用硫酸氧化为硫酸铜出售。酸性水中的HCN用碱性解吸液吸收再用于解吸工艺中。
铜是氰化过程增加氰化物耗量的一个较大因素，从浸出矿浆中回收铜和氰化物不但避免了铜对浸出的影响，提高了金的浸出率，而且减少了氰化物的消耗，具有一定的经济效益，这一技术在特定的条件下可用来做为贫液全循环工艺中的去除铜措施。
四、自然净化法
黄金氰化厂除少数收购金精矿进行提金然后把氰渣做硫精矿出售而不设尾矿库外，绝大部分矿山建有较大容量的尾矿库（池）。氰化厂废水在其内停留时间一般在1～3天，有个别尾矿库，废水可停留十天以上。由于曝气、光化学反应，共沉淀和生物作用，氰化物的浓度逐渐降低，这种靠尾矿库（池），降低氰化物含量的方法称为自然净化法。目前绝大部分氰化厂都把尾矿库自然净化法做为除氰的一种辅助手段，经废水处理装置处理后的废水再经尾矿库进行二级处理，排水氰含量进一步降低，由于这种方法没有处理成本问题（尾矿库的建设是为了沉降悬浮物和贮有尾矿），故对人们有很大的吸引力，甚至有些氰化厂建立了专门的自然净化池以期使自然净化法的处理效果更好，如何提高自然净化法的处理效果，把目前做为辅助处理方法的自然净化法单独用来处理含氰废水？这是一项很有意义的科研工作，许多科研人员都在深入研究这一课题。
1、自然净化法的特点
由于使用自然净化法的氰化厂不多，可靠的数据有限，其特点尚未充分暴露出来。
（一）优点
1）不使用药剂，处理成本低。
2）与其它方法配合，可做为一级处理方法也可做为二级处理方法，可灵活使用。
3）无二次污染。
（二）缺点
1）对尾矿库要求高，必须不渗漏，汇水面积要大。
2）受季节、气候影响大，在寒冷地区效果差。
2、自然净化法原理
已完成的研究表明，自然净化法至少是曝气、光化学反应、共沉淀和生物分解四种作用的叠加。自然，影响自然净化法效果的因素也就是上述四种作用之影响因素的叠加。
（一）曝气
含氰废水与大气接触，大气中的SO2、NOx、CO2就会被废吸收，使废崐水pH值下降。
CO2+OH-→HCO3-
SO2＋OH攩－搅→HSO3-
随着废水pH值的下降，废水中的氰化物趋于形成HCN：
CN-+H+→HCN（aq）
亚铁氰化物会与重金属离子形成沉淀物这一反应促使重金属氰化物的解离，以Zn(CN)42-为例：
Zn(CN)42-+Fe(CN)64-+4H+→Zn2Fe(CN)6↓+4HCN(aq）
由于空气中HCN极微，废水中的HCN将倾向于全部逸入大气中，从动力学角度考虑,HCN的逸出速度受如下因素影响：
1）废水温度，废水温度高，HCN蒸气分压高，有利于HCN逸出，而且水温高，水的粘度小，液膜阻力减少。
2）风力，尾矿库上方风力大，水的扰动剧烈，气—液接触面积增大，酸性气体和HCN在气相扩散速度加快，水体内HCN的液相扩散也加快，酸性气体与水的反应加快。
3）尾矿库汇水特性
尾矿库汇水面积大，水层浅，使单位体积废水与空气接触表面增大，风力对水体的搅动效果增大，有利于HCN的逸出和酸性气体的吸收。
4）废水组成
废水中重金属含量高时，HCN的形成和逸出由于受络合物解离平衡的限制，速度明显变慢。
5）废水pH值
废水pH值低，有利于重金属氰络物的解离和HCN的形成。
HCN全部从水中逸出需要较长时间，其道理与酸化回收相似，在1m深的水层条件下，表层氰化物浓度为0.5mg/L时，底层氰化物浓度15mg/L，可见HCN逸出之难度。
在曝气过程中，空气中的氧不断地溶于废水中，其传质速率也受液相扩散阻力的影响，表层溶解氧浓度高，底部浓度低，溶解氧进入液相后，与氰化物发生氧化反应：
2Cu(CN)2-+0.5O2+3H2O+2H+→2Cu(OH)2↓+4HCN
2CN-+O2→2CNO-
CNO-+2H2O→CO32-+NH4+
含氰废水在尾矿库内，还会发生水解反应，生成甲酸铵，废水温度越高，反应速度越快：
HCN+H2O=HCO-ONH4
这些反应的总和就是曝气的效果，为了提高曝气效果，必须提高废水温度，废水与空气的接触表面积，增大水体的搅动程度，这样才能保证HCN迅速逸入空气而氧迅速溶解于废水中并和氰化物反应，曝气法受季节地域影响较大。
（二）光化学反应
废水中的各种氰化物在阳光紫外线的照射下，发生如下反应：
Fe(CN)64-+H2O→Fe(CN)53-·H2O+CN-
4Fe(CN)64-+O2+2H2O→4Fe(CN)63-+4OH-
4Fe(CN)64-+12H2O→4Fe(OH)3↓+12HCN+12CN-
亚铁氰化物和铁氰化物离子在光照下分解出游离氰化物，文献介绍在3～5小时的光照时间里，60%～70%的铁氰化物分解、80%～90%的亚铁氰化物分解。由于分解出的氰化物不会很快地被氧化，因而会造成水体氰化物含量增高，这就是地表水水质指标中要求用总氰浓度的原因之一。
分解出的游离氰化物不断地被氧化，水解以及逸入空气中，达到了降低废水中氰化物浓度的目的。
逸入空气中的HCN，在阳光紫外线作用下，与氧发生反应。
HCN+0.5O2→HCNO
夏季，反应时间约10分钟，冬季约1小时，从这点看，HCN的逸出不会影响大气的质量，许多焦化厂利用曝气法处理含氰废水，其氰化物挥发量比黄金行业多，而且大部分工厂位于城市，并未闻发生污染事故。
光化学反应与气温和光照强度有关，因此，夏季除氰效果远比冬季好。
（三）共沉淀作用
废水中亚铁氰化物还会形成Zn2Fe(CN)6、Pb2Fe(CN)6之类的沉淀，与Cu(OH)2、Fe(OH)3、CaCO3、CaSO4等凝聚在一起，沉于水底从而达到了去除重金属和氰化物的效果，沉淀效果受pH值和废崐水组成的制约，pH值低时效果好。
（四）生物化学反应
当尾矿库废水氰化物浓度很低时，废水中的破坏氰化物的微生物将逐渐繁殖起来，并以氰化物为碳、氮源，把氰化物分解成碳酸盐和硝酸盐。
生物化学作用受废水组成和温度影响，如果氰化物浓度高达100mg/L，那么微生物就会中毒死亡，如果温度低于10℃，则微生物不能繁殖，生化反应也不能进行。
综上所述，自然净化法的效果受地理位置（南、北方、高原、平原）、天气（阴、晴、气温、风力）、尾矿库（汇水面积、水深、水流速度）微生物，废水组成（pH、氰化物浓度、重金属浓度）废水在尾矿库内停留时间等诸因素的影响。至崐于上述因素对曝气、光化学反应，共沉淀以及生化反应的影响程度，以及这四种除氰途径哪个作用大，目前尚无定量的数据可供参考。某研究所提出的氰化物自净数学模型如下：
C=C0e-kt
其中，k为常数,单位:小时;t为自然净化时间（小时），C、C0分别为某时某刻氰化物浓度和原始氰化物浓度。当温度在10～30℃范围内时，式中k值在0.005～0.01范围，由于k值仅反应了温度，没有反应其它众多的因素，故无多大应用价值。
正因为自然净化法受许多因素制约，其处理效果并不稳定，如果进入尾矿库的崐废水氰化物浓度低（<10mg/L）、废水在尾矿库停留时间长，排水有可能达标，大部分氰化厂把尾矿库做为二级处理设施。然而近年来，由于氰化物处理费用增高，一些氰化厂正探索用尾矿库做为氰化物的一级处理设施。
3、自然净化法的实践
某全泥氰化厂尾矿库建在较厚（2～5m），黄土层的沟内，废水无渗入地下水的可能，该地区干燥少雨，年蒸发水量大于降雨量，故尾矿库无排水，氰化物在尾矿库内自然净化，不再采用其它方法处理，节省了大量药剂、费用，降低了选矿成本。
某全泥氰化厂尾矿库不渗漏，含氰化物尾矿浆直接排入尾矿库，经自然净化再进行二级处理，使其达标排放，由于二级处理的是澄清水，而且氰化物浓度有较大的降低，故处理成本大幅度下降，处理效果好。
某浮选—氰化—锌粉置换工艺装置，其贫液用酸化回收法处理后，残氰在5～20mg/L经浮选废水（浆）稀释后，氰化物含量在0.5～2范围，进入尾矿库自然净化，外排水CN-<0.5mg/L。
某氰化厂采用酸化回收法处理贫液，其酸性废水含氰5～10mg/L，在2m深的废水池内，经20天的自然净化，氰化物降低到0.5mg/L。