合成革厂废水

合成革厂废水（精选九篇）

合成革厂废水 篇1

关键词：合成革废水,DMF,回收,处理方法

1 引言

N,N-二甲基甲酰胺,简称DMF,是一种极性溶剂,有“万能溶剂”之美称。DMF在合成革工业中作为溶剂广泛应用于PU合成革表面处理过程和二层皮湿法移膜表面处理工艺。由于DMF仅作为载体溶剂而不发生化学反应,在量上几乎没有损耗,而是全部进入生产废水中。每年仅合成革行业排放的含DMF废水约1亿t[1~3]。如果不加以处理,将对环境造成很大污染。

DMF化学性质稳定,化学式为(CH3)2NHCHO,其分子端部是两个甲基,B/C为0.0065,难生物降解,对废水生物处理过程产生抑制作用,影响处理效果。合成革厂含DMF废水回收引起了环保工作者的关注[4]。

DMF可以经过呼吸道、消化道和皮肤进入人体内,有一定的毒性。我国职业性接触毒物危害程度分级确定DMF为Ⅱ级(中度危害),并为实验动物致癌物质,美国确定DMF为人体可能致癌物质,原苏联规定污水中DMF排放最高容许质量浓度标注为10mg·L-1,我国地面水中最高容许质量浓度推荐值是25 mg·L-1[5]。

DMF价格较贵,毒性较大。为了降低生产成本,减少对水质和环境的污染,消除公害,从合成革厂废水中回收DMF就显得十分必要。

目前国内外对合成革厂废水中DMF的回收及处理方法主要有物化法(蒸馏[6],萃取,吸附),生化法,化学水解法。以上各种方法分别适应不同浓度合成革厂DMF废水的回收及处理。其中生化法和化学水解法都只是破坏了DMF而没有回收DMF。

2 物化法

物化法是回收DMF经济快速的预处理方法,工业上常用蒸馏、溶剂萃取、活性炭吸附法。

2.1 蒸馏法

蒸馏[7]是分离和提纯液态有机化合物最常用的重要方法之一。利用液体混合物中各组分挥发度的差别,使液体混合物部分汽化并随之使蒸汽部分冷凝,从而实现其所含组分的分离。是一种属于传质分离的单元操作。不仅可以把挥发性物质与不挥发性物质分离,还可以把沸点不同的物质以及有色的杂质等分离。

2.1.1 常压蒸馏法

从合成革厂含DMF废水中回收DMF,用常压蒸馏法比较经济实用。只要精馏塔的效率足够高,DMF的总回收率一般大于90%。但是,DMF在酸、碱存在下和高温下容易分解,其方程式如下:

因此,蒸馏前要中和处理。温度高分解更厉害,为此常采用减压蒸馏法。

2.1.2 减压蒸馏法

从某些合成革厂进口的回收DMF装置的生产实况看,总的回收率一般大于90%,甚至高达95%;回收的DMF纯度大于98%。减压蒸馏法虽然可以防止高温分解,但操作不如常压蒸馏法方便,真空度易波动,影响蒸馏效果;而且系统复杂,检修和密封较困难。

2.1.3 共沸蒸馏法

利用某些有机溶剂与水共沸降低蒸馏温度,在常压下蒸出水,达到回收DMF的目的。此法选择一个良好的共沸剂很重要,共沸剂应具备以下条件:

(1)与DMF不发生化学反应,不共沸。

(2)与水共沸且带水量大,不发生化学反应,不互溶,溶解度越小越好。

(3)毒性小、价廉易得、贮运方便。

经过试验,选用苯作共沸剂。在相同试验条件下,与常压和减压蒸馏法进行了比较,结果如表1所示。

由表1可以看出,共沸蒸馏法得到的主馏分DMF平均收率最高,纯度也最好。减压蒸馏法主馏分DMF的平均收率次之,常压蒸馏法最低。另外,在减压下分馏各组分的温差缩小,各馏分分离稍难,所以减压蒸馏法产品纯度最低。

2.1.4 水蒸气蒸馏法

水蒸气蒸馏法是将水蒸气通入不溶或难溶于水但有一定挥发性的有机物质中,使该有机物质在低于100℃的温度下,随着水蒸气一起蒸馏出来。减压蒸馏的方法回收DMF,回收得不彻底,为了提高萃取的效果,势必就要增加萃取剂的用量及萃取次数,增加了生产成本和操作难度。JLNAVIA等[8]用水蒸气蒸馏可回收98%~99.8%的DMF,而且这种蒸馏方法[9]具有明显的优点,不需要额外溶剂,减少了成本,也不需要处理额外溶剂,减少了设备投入。

对于某些合成革厂的高浓度DMF(近100 g/L)废水,目前工厂采用蒸馏法处理,分离DMF与水,回收的DMF回用于生产,但该法能耗较高;若废水中DMF质量浓度较低,如小于50 g/L,此法回收成本将大幅度增加,就不经济了。

2.2 溶剂萃取法

萃取[10]是指将与水互不相溶且密度小于水的特定有机相和被处理水接触,经物理或化学作用,使原溶解于水中的某种组分由水相转移至有机相的过程。若合成革厂废水中DMF质量分数约10%时,用溶剂萃取法回收DMF最有效。溶剂萃取法也可避免DMF在高温下分解。选好萃取剂是本法的关键,萃取剂须符合以下条件:

(1)与DMF不发生化学反应;能互溶或DMF在溶剂中溶解度远大于在水中的溶解度;沸点低,沸点和比重与DMF相差越大越好,并不发生共沸。

(2)与水不发生化学反应,几乎不互溶。

(3)毒性小,价廉易得、贮运方便。

萃取剂选择越好,回收率越高,经济效益愈大。萃取剂可单独使用,也可混合使用。可以用CH2Cl2、氯仿、二氯苯、苯、环己酮或苯甲醚等作萃取剂对DMF进行回收。萃取法简单易行,适于处理有回收价值的有机物,但只能用于非极性有机物,被萃取的有机物和萃取后的合成革废水需进一步处理,有机溶剂还可能造成二次污染。

从低浓度的含DMF的合成革废水中回收DMF,用溶剂萃取法虽然最有效,但是需要大量的溶剂,萃取后DMF含量很低,不仅给分馏后处理加重负担,而且极不经济。

2.3 活性炭吸附法

利用固体多孔介质将废水中一种或多种物质吸附在固体表面以净化废水,饱和的吸附介质需做进一步处理。合成革废水中低浓度的DMF可用活性炭吸附,再将含5%DMF的活性炭用大于1倍质量的CH2C2回收。如以每分钟20份的速度将质量分数为0.3%的DMF水溶液通过100份活性炭柱,其流出液的BOD质量浓度为29 mg·L-1,CODCr质量浓度为49 mg·L-1。当用33份水及0.2 MPa的空气将液体排空后,柱内活性炭可用300份CH2Cl2以每分钟20份的速度处理,其淋洗液141份,经蒸馏可回收97%的DMF。DMF蒸馏回收时,中和剂采用碳酸钙[11],以免DMF分解。

吸附法回收含DMF的合成革废水具有工艺流程短、操作简单、回收效果好等特点。今后研究的重点应侧重于脱附液的处理上,而脱附液中DMF的有效分离和综合利用是关键。

2.4 溶剂萃取-活性炭吸附法

清华大学核能技术设计院采用溶剂萃取-活性炭吸附法[12],处理合成革厂的高浓度DMF废水(DMF质量浓度为93.4 g·L-1),用三氯甲烷萃取废水中的DMF,萃取液经精馏分离回收DMF和萃取剂。研究了三氯甲烷对DMF的萃取效果、活性炭对萃余液的动态吸附性能、用溶剂CH2Cl2再生活性炭的效果和反复再生后活性炭的吸附性能。结果表明,用三氯甲烷5级逆流萃取[13]后,萃余液中的DMF降到1.33g/L,萃余率达98.6%。萃取液经精馏分离回收三氯甲烷和DMF。萃余液经活性炭吸附后COD可降到100 mg/L以下。精馏过程的能耗及设备投资大大降低,全过程的总投资与老方法相当,而成本降低50%左右。经三氯甲烷萃取后的合成革废水用活性炭吸附法深度净化处理,出水达到国家一级排放标准。饱和活性炭经CH2Cl2洗脱、160℃空气活化再生后。其吸附性能和数量基本不变,可反复使用。

3 生化法

在自然界中,存在着大量依靠有机物生活的微生物。实践表明,利用微生物氧化分解合成革厂废水中DMF是十分有效的。

3.1 好氧降解法

传统的好氧活性污泥法[14,15]处理合成革厂DMF废水是一种经济、有效好方法。Bromley-Challenor等[16~20]研究微生物分别在好氧、发酵和硝化环境中,不同浓度、不同p H值条件下降解合成革厂DMF废水,发现在好氧条件下DMF降解速率快于NH3产生速率,推断DMF降解过程中存在中间产物,并通过气相色谱分析得出该中间产物为二甲胺。用好氧生物法降解含DMF废水,DMF去除率达95.1%,在其活性污泥培养过程中,需加入磷酸氢二铵及尿素等。国内学者研究证明,在活性污泥法中,当DMF废水体积负荷为0.64 kg·m-3·d-1时,出水DMF质量浓度可在10 mg·L-1以下。在仔细操作情况下,体积负荷可提高到1.44 kg·m-3·d-1,出水DMF质量浓度仍在10 mg·L-1以下,完全符合废水排放标准。因此用生物法处理高浓度合成革厂DMF废水是有效的。

另有一些学者认为用活性污泥法生物降解合成革厂DMF废水是比较困难的。其理由是,DMF分子端部是两个甲基,甲基是一种强憎水性基团,而二甲基的憎水作用更强。通常,微生物对有机物的降解都是从有机物分子端部开始的。微生物表面的水解酶先降解有机物所含的亲水性基团,使之转变成小分子后,再将其通过主动运输吸收进细胞内完成降解。

3.2 优化菌种处理法

高效降解菌在合成革废水的生物处理中起着非常重要的作用,值得深入研究和开发,往往是从受污染的环境中分离到一些具有特殊降解能力的细菌、真菌种类,通过富集、驯化、培养起来的。国外有学者为提高DMF的生物降解速率,用合成革厂附近经常接触工业废水的土壤中分离出的微生物或泥土加到活性污泥中去。Vyglazova等[21]发现主要降解DMF的菌种为Pseudomonas minuscule,Pcrucivial及革兰氏阴性菌,它们可将DMF作为碳、氮源而去除。Okazaki等[22]用含DMF的合成革废水充分培养活性污泥,并将其截留和固定在球形聚乙烯醇(PVA)水凝胶粒子上,分离出含杆状的DMF分解菌,对经冷冻、融化制备含DMF分解细菌的球形PVA凝胶进行了DMF废水处理实验。研究结果表明,稳定运行和连续操作的处理能力是标准活性污泥法的2~3倍。Yoshie等在分离、提纯活性污泥中能降解DMF的微生物,在特定条件下培养,得到碱性菌种KUFA-1,它在DMF质量分数低于4%环境下生长良好,即使在DMF质量分数高达5%的条件下仍能生长。合成革厂DMF废水还可用Pseudomonas aminovorans DM-81或Mycobacterium methanolica TH-35在30℃处理7 d而分解之,DMF质量分数可高至3%,而以2%时的分解速度为最快。合成革厂DMF废水也可用光合细菌,如Rhodospilacea,Ectothiorhosporaceae,Chloroflexaceae sp等,在好氧条件下,p H值为7.5~9.0及温度为30~35℃,经约5 d处理,DMF去除率可达95%。

由DMF的化学结构,可推断在有氧条件下,DMF生物降解存在以下2个途径[23]:①DMF被二甲基甲酰胺酶水解成DMA和HCOOH,这些中间产物最终被降解为NH3和CO2;②DMF经重复地氧化脱甲基作用,生成甲酰胺,再进一步被犬尿氨酸甲酰胺酶水解成NH3,HCOOH。大多数研究证明,DMF生物降解遵循上述①途径。

选择合适的生物降解环境,开发新的生物降解技术,培养和驯化适宜的生物种群和生物酶,分析化合物的降解途径和生物降解规律,是研究有机物降解的必然选择。高效优势菌以其成本低、二次污染少的优点,已开始受到重视并得到应用,但这些菌种能否长期在生物处理中占有优势及其遗传稳定性问题有待进一步研究。

生化法工艺成熟、运行成本低,是废水处理中应用最广的方法。但生化法处理合成革厂DMF废水存在处理时间长、降解不彻底的缺点,此外,DMF会使微生物中毒,对生物处理造成极大冲击。

4 化学法

化学法主要是指碱性水解法。在碱的作用下,DMF分解为甲酸盐和二甲胺,反应方程式如下:HCON(CH3)2+OH-=HCOO-+NH(CH3)2。即:向含DMF的废水中加入Na OH,使之发生碱性水解反应生成DMA和甲酸盐,用空气赶出DMA,并用富氧空气进行焚烧,使之转化为N2和CO2,而液相中的甲酸盐可以直接通过生物法处理。此法对DMA进行焚烧必须为其提供大量的热量,能耗大,成本高。不仅造成了二次污染,而且还浪费了有用的二甲胺。所以刘志国[24]对该法进行了改进,对碱性水解生成的二甲胺进行回收处理。他利用碱性水解法处理质量分数为8%的DMF合成革废水,DMF转化为DMA,然后鼓空气将DMA夹带出反应体系,出口分别用水、盐酸吸收,冷凝回收。结果表明:60℃时DMF与Na OH反应,气脱30 min,DMF已完全分解,鼓出的DMA用3种方法回收:水静态吸收,吸收率达到95%;冷凝回收,回收率达到81%;盐酸吸收,回收率达到100%,但生成的盐酸二甲胺需要精制,路线较长。3种方法比较得出,利用水吸收DMA是较好的方法,吸收后的DMA水溶液可以出售。

碱性水解法处理DMF合成革废水具有反应条件温和,分解彻底的优点。生成的DMA采用水吸收工艺简单,更适合工业化应用。

5 结论

用电厂冲渣处理造纸废水 篇2

来源：无线测温 http://

煤渣中含有大量多孔非晶态的SiO2、Al2O3,其对废水中的污染物有一定的吸附能力，能够起到脱色和去除污染物的作用，同时煤渣对污染物也有一定的过滤作用。因此，煤渣处理污水技术已经广泛应用于印染废水的处理中，但煤渣用于造纸废水处理国内还不多见。绍兴新民纸业有限公司用电厂冲渣处理造纸气浮出水，取得了一定成效，现对其作一介绍。一 原废水处理工艺流程

绍兴新民纸业有限公司利用废纸和商品木浆生产低定量高强度Ａ级牛皮箱板纸，产量5万t/a。

该厂生产废水主要为制浆废水和抄纸废水，其中抄纸废水污染物浓度较低，大部分在生产中回用。制浆废水（排放量约8000t/d）污染物浓度较高，废水中SS和CODcr含量较高。生产废水先经格栅去除纸屑、塑料、木材等较大的颗粒物，然后进斜筛处理装置，对较长的纤维进行回收，经斜筛处理后的废水流入调节池，池内设有穿孔管曝气，进行均质均量的调节，调节后的废水由泵提升至涡凹气浮装置，并加入混凝剂使一些细小的悬浮物、胶体物混合成大的颗粒。浮渣由涡凹气浮装置上的螺旋推进器排入污泥池，污泥经带式压滤机脱水后运往锅炉焚烧。经气浮处理后的废水达到进管标准后接入城市排污管网。

二 冲渣处理气浮废水

(一)热电厂发电能力及冲渣处理系统

绍兴新民热电有限公司拥有35t/h次高压锅炉6台，抽汽式发电机组3套，总装机容量为45MW,日耗煤量800t左右,日出煤渣240t左右，锅炉采用水力出渣。煤渣落入出渣口后，利用高压水冲入煤渣导流沟，与来自水膜除尘器的含灰废水汇合后进入沉灰池，废水经沉灰池、迷宫池、澄清池沉淀后，90%以上的水通过水泵提升，循环使用，少量废水经pＨ值（6-9）调节，监测合格后溢流排放。

（二）煤渣治理气浮废水工艺流程

考虑到箱纸板生产废水含有以纤维为主的悬浮物，而电厂煤渣又具有一定的吸附能力，因此具有污染治理的互补性，可用造纸废水代替新鲜水来冲排原电厂的煤渣。新民纸业有限公司于2002年利用热电厂的灰渣处理系统处理气浮废水，同时增加2套320t/h的无阀滤池系统。将造纸气浮出水接入电厂的冲渣系统，电厂冲渣水和水膜除尘水全部用造纸气浮出水代替。锅炉落下的煤渣直接用气浮出水来冲排，冲渣水经过沉灰池、澄清池、迷宫池，再经无阀滤池过滤后，经杀菌、冷却后回用于生产，处理工艺如图１。电厂冲渣

气浮出水-------沉灰池------澄清池-----过滤网----------无阀滤池----

杀菌剂

------回用水池------冷却塔----生产回用

三 效 果

该技改项目实施后，经过一年的运行，系统运行正常，经处理的废水色度降低，去除了大部分SS、CODcr,水质清澈，符合作为生产回用水的水质要求。绍兴市环境监测站的监测结果显示，生产废水经涡凹气浮装置处理后，其出水pH值为7.0-7.5,SS为172mg/L,CODcr为572mg/L,BOD5为265mg/L。气浮处理后的大部分废水经电厂冲渣、杀菌、冷却后，ＳＳ日均浓度为50.0mg/L，CODcr日均浓度为80.5mg/L。冲渣处理后的废水全部回用于生产。

四 结 语

合成革厂废水 篇3

目前国内外对合成革厂DMF废水处理研究较多,而对于此类甲胺类废水的处理研究却少见报道。因此,探讨一种适合于合成革厂甲胺类废水处理工艺,是非常迫切的。本文就空气吹脱+硫酸吸收处理合成革厂废水中甲胺类的新工艺进行研究。

1 试验部分

1.1 试验原理

甲胺类属于碱性气体,沸点都比较低,而且甲胺类在废水中存在以下溶解平衡:

为此向废水中加碱调节到一定的pH,使其溶解度下降,在吹脱塔[4]中从塔顶喷淋,与由塔底通入的空气逆向充分接触,在填料层进行传热、传质。同时控制塔顶的气体温度,只要保证源源不断新鲜空气的供给,则废水中的甲胺类就会几乎全部转入空气中被空气带出。吹脱出的甲胺类通入吸收塔,被硫酸吸收,即发生化学反应生成了硫酸的铵盐。

1.2 工艺流程

空气吹脱+硫酸吸收处理合成革厂废水中甲胺类的工艺流程如图1所示。图1所示的工艺流程涉及到的吹脱塔和吸收塔均为填料塔,应根据化工原理专门设计。

1.3 废水来源

试验所用废水来自温州市某合成革厂DMF蒸馏后塔顶冷凝废水,废水中甲胺类含量约为61 920mg/L。

1.4 主要试剂与仪器

试剂:氢氧化钠(分析纯);浓硫酸(98%工业硫酸)。

仪器:LZ系列转子流量计,上海安锐自动化仪表有限公司;金晶空压机整机V-0.08/8,天津市金晶气体压缩机制造有限公司;全自动凯式定氮仪(Vapodest50s,德国生产)。

2 结果与讨论

2.1 空气吹脱去除废水中甲胺类影响因素[5,6,7]的研究

2.1.1 碱液浓度对甲胺类去除率的影响

在温度为80℃,吹脱时间为3h,气液比为3 500m3/m3,喷淋强度为3.0m3·m-2·h-1的条件下,碱液浓度对甲胺类去除率的影响见图2。

由图2可知:随碱液浓度的增加,甲胺类的去除率逐渐增加,碱液浓度在0.1～0.4mol/L之间,甲胺类去除率急剧升高,碱液浓度为0.5mol/L时,甲胺类的去除率可达95%以上,继续增加碱液浓度,甲胺类去除率升高不明显。其原因是平衡体系(见试验原理部分)受碱液浓度的影响,碱液浓度越高,游离甲胺类的浓度越高。在碱液浓度为0.5mol/L时,溶液中几乎全为溶解性甲胺类,游离甲胺类的百分比增加,更容易使甲胺类逸出,继续增加碱液浓度,会增加能耗,增加运行费用,现实意义不大,故最经济合理的碱液浓度取0.5mol/L。

2.1.2 温度对甲胺类去除率的影响

在碱液浓度为0.5mol/L,吹脱时间为3h,气液比为3 500m3/m3,喷淋强度为3.0m3·m-2·h-1的条件下,温度对甲胺类去除率的影响见图3。

由图3可知:随着温度的升高,甲胺类的去除率也增加。因为温度升高,水中甲胺类的溶解度降低,甲胺类吹脱的推动力增加,从而增加了甲胺类的吹脱效率。温度大于80℃后,甲胺类去除率的变化幅度变缓。说明温度为80℃为最佳。

2.1.3 吹脱时间对甲胺类去除率的影响

在碱液浓度为0.5mol/L,温度为80℃,气液比为3 500 m3/m3,喷淋强度为3.0m3·m-2·h-1的条件下,吹脱时间对甲胺类去除率的影响见图4。

由图4可知:随吹脱时间的增加,甲胺类的去除率增加;吹脱时间大于3h后,甲胺类去除率的变化幅度变缓。工程中甲胺类吹脱使用吹脱塔(内装填料)完成,液体通过喷嘴由塔顶流下,气体从塔底向上吹,气液逆向接触,接触面大。所以工程中实际吹脱速度要比试验值大,将节省很大一部分吹脱时间,因此吹脱时间3h为最佳。

2.1.4 气液比对甲胺类去除率的影响

在碱液浓度为0.5mol/L,温度为80℃,吹脱时间为3h,喷淋强度为3.0m3.m-2·h-1的条件下,气液比对甲胺类去除率的影响见图5。由图5可知:随气液比的增加,甲胺类的去除率增加;当气液比在3 500 m3/m3以下时,随着气液比的升高,甲胺类的去除率显著升高,因为由化学工程双膜传质理论[8,9]得知,增加气液比可以降低气体中甲胺类的浓度,提高气液间传质推动力,从而加快甲胺类的气膜传质速率,甲胺类的去除率得以提高。当气液比上升至3 500 m3/m3以上时,甲胺类的去除率呈较平稳的趋势。即气液比在3 500m3/m3以上时,气液比的升高对吹脱效率没有很大的影响。故气液比为3 500m3/m3为最佳。

2.1.5 喷淋强度对甲胺类去除率的影响

在碱液浓度为0.5mol/L,温度为80℃,吹脱时间为3h,气液比为3500m/m3的条件下,喷淋强度对甲胺类去除率的影响见图6。

由图6可知:随喷淋强度的增加,甲胺类的去除率减少;喷淋强度小于3.0m3·m-2·h-1前,甲胺类去除率的变化幅度平缓,当大于3.0m3·m-2·h-1以后,甲胺类去除率显著下降,这是因为,水量过大会形成水幕,使吹脱效果变差。所以,喷淋强度为3.0m3.m-2·h-1是最佳。

2.2 硫酸对甲胺类的吸收研究

2.2.1 硫酸浓度对甲胺类吸收的影响

酸液浓度要控制在合理范围之内。从表1分析可看出:酸液浓度越低,吸收甲胺类的能力也越差。但随着浓度的增加,对设备损耗也明显,故一般控制在7%～9%之间。

2.2.2 喷淋装置对甲胺类吸收的影响

为了提高甲胺类的吸收效率,在吸收塔中增加了喷淋装置,使硫酸对甲胺类的吸收更加充分。从表2中的数据可以看出:在未增设喷淋塔的情况下,甲胺类平均值在1.180mg/L左右;增设喷淋装置后,甲胺类含量平均值在0.380mg/L左右。可见,增设喷淋装置硫酸吸收甲胺类效果得到明显提高。

2.2.3 温度对甲胺类吸收的影响

从物性来看,甲胺类在水中均有较好的溶解性,且温度越低,其溶度性越大。由此可见:在硫酸吸收塔进料管增加冷凝系统,直接降低甲胺类的温度,使部分气体冷凝,有利于硫酸与甲胺类的反应,从而使甲胺类得到更充分的吸收。

3 结论

(1)通过5个单因素试验可知:碱液浓度为0.5mol/L,温度为80℃,吹脱时间为3h,气液比为3 500m3/m3,喷淋强度为3.0m3·m-2·h-1,是吹脱工艺的最佳条件,在此工艺条件下,废水中甲胺类的去除率可达95%以上。废水经吹脱后甲胺类的质量浓度由6 1920mg/L减少到49mg/L,小于GB8978-96《污水综合排放标准》中规定值(50mg/L),符合国家排放标准。

(2)在吸收工艺中,通过试验对比,可知硫酸浓度、喷淋装置、温度对甲胺类的吸收均有影响,硫酸浓度控制在7%～9%之间,增加喷淋装置,适当降低甲胺类的温度,可提高硫酸对甲胺类的吸收率。

(3)本工艺每处理1t含甲胺类61920mg/L的废水,可得到357kg硫酸的铵盐,价值合393人民币。得到的该硫酸的铵盐满足国家标准GB535-1995[10],是一种用途很广的产品。不但治理了废水,还可以创造一定的经济效益,变废为宝。而且该工艺简单,无二次污染,易于推广应用,可为合理治理合成革厂DMF回收后的废水,提供有益的新思路。

参考文献

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合成革厂废水 篇4

甘氨酸厂氨氮废水治理的工艺及实验研究

运用多效真空蒸发兼热泵技术回收甘氨酸厂高氨氮废水中的氯化铵,通过实验找到了治理此废水的最佳真空度,克服了采用常规蒸发方法的能耗大、料液对设备腐蚀性强的缺点.最后运用吹脱法对蒸发冷凝水进行了治理,通过实验得到了吹脱的.最佳工艺参数:吹脱时间6 h、pH 12.5、吹脱温度60℃,为运用生化法彻底解决甘氨酸厂高氨氮工业废水的污染难题奠定了基础.

作 者：杨春光 赵景利 徐烈  作者单位：杨春光,徐烈(上海交通大学制冷与低温工程研究所,上海,30)

赵景利(河北工业大学化工学院,天津,300130)

刊 名：环境污染治理技术与设备  ISTIC PKU英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL 年，卷(期)： 5(12) 分类号： 关键词：甘氨酸   氯化铵   氨氮   吹脱法  

测定腌菜厂废水中的钠离子 篇5

关键词：离子色谱,钠离子

腌菜厂废水中含有大量的钠离子, 通过排污口直接排放到河道中, 会造成水的盐度偏高, 不但影响水生动植物的正常生长与繁殖, 从而破坏生态平衡, 引起环境恶化, 而且影响下游地区的生产与生活用水, 目前各地对于此类废水中的盐度规定还是有差异的, 测定钠离子有多种分析方法, 各有其优势, 比较而言, 离子色谱法测定灵敏度更高, 测定误差更小, 目前水质监测多采用此法。

1 实验部分

1.1 仪器与试剂

CIC 200离子色谱仪;0.45um滤膜过滤装置;自动进样器;KQ-50B超声仪;

氯化钠、草酸 (均为优级纯) ;试剂用水为18.2MΩ二次去离子水。

1.2 色谱条件

Universal cation (7um) 阳离子分离柱 (100mm×4.6mm) ;流动相为4mmol.l-1草酸 (流速1.0ml.min-) ;HT300A自动进样器;电导检测器。

1.3 样品处理方法

水样采集后立即置于聚乙烯瓶中, 于4℃下避光密闭保存, 尽快分析测定。由于盐碱废水中含有一部分有机物及重金属离子, 这些物质通过色谱柱以后会对柱子造成很大的损害, 所以需要对水样进行前处理, 除去绝大部分的有机物及重金属离子, 然后经过0.45微米水系滤膜过滤, 因为此类废水含盐量很高, 所以在进样前需要稀释, 否则容易造成柱子中毒, 影响分离效果, 缩短柱子使用寿命。

2 结果与讨论

2.1 色谱条件的选择优化

本方法的主要目的就是检测腌菜厂废水中钠离子的含量, 我们选择青岛盛翰色谱公司为测定水中的阳离子专门开发的薄壳型离子交换树脂, 色谱柱型号Universal cation (7um) , 实验表明该色谱柱对钠离子有很好的分离性能。

通过选择比较不同的淋洗液体系, 发现草酸淋洗液体系能够很好的分离钠离子, 不会出现峰拖尾, 鬼峰以及其他峰不完全分离的情况, 经过不同的浓度选择, 本方法选择4mmol.l-1草酸淋洗液作为分离体系, 钠离子在5分钟内完全出峰 (图1) 。

4mmol.l-1草酸淋洗液体系, 流速1.0ml.min-1

2.2 方法的精密度、线性关系和检出限

配制浓度为1、2、5、10、20、30mg/L的钠离子标准溶液, 每个浓度测定6次峰面积响应值, RSD在1.25%~2.01%之间。分别测定不同浓度的钠离子标准溶液的吸光度值, 钠离子浓度在1~30mg/L范围内与峰面积值呈良好线性关系, 钠离子线性回归方程为Y=3.201×10-4C+3.102×10-4, 相关系数为0.999, 方法检出限为0.5mg/L。

2.3 实际样品测定

我们对某腌菜厂废水进行了监测, 测定其中含有的钠离子, 见表1。

3 小结

通过对实际水样的测定, 本方法可以同时进样快速、准确地测定腌菜厂废水中不同浓度范围的钠离子, 操作简便可满足饮用水安全保障预警体系中对水质预警性检测的要求。S

参考文献

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[3]丁明玉, 田松柏.离子色谱原理与应用[M].北京:清华大学出版社, 2001.

[4]饮用水中五种阴离子的离子色谱测定法[J].环境与健康, 2006 (5) .

合成氨厂制冷方式的选择 篇6

以煤为原料的合成氨厂,需要冷量的单元有低温甲醇洗、空分和氨合成等。选用投资省,运行安全、消耗低的制冷方式,对于降低氨的生产成本具有重要意义。现将广泛应用的制冷方式(氨吸收制冷和氨压缩制冷)进行比较,以供大家进行工艺路线选择时的借鉴。

1 氨吸收制冷

1.1 工艺原理

以氨为制冷剂,水为吸收剂,利用水对氨有良好的吸收效果,将蒸发器蒸出的气氨吸收下来,形成氨水溶液,再根据氨和水在加压条件下沸点差较大的特点,将氨水溶液通过精馏的方法获得纯度为99.98%的气氨,再冷凝得到液氨然后循环利用。

1.2 氨吸收制冷流程简述

从用户来的气氨汇成一路进入氨吸收制冷装置,在过冷器内管程与壳程进行换热,升温到24℃进入氨吸收器壳程,被由溶液换热器来的稀氨水吸收成为浓氨水。在氨吸收器中的吸收反应热被管程的循环冷却水带出,浓氨水靠重力流入浓氨水储槽,浓氨水经泵加压至后进入溶液热交换器,与来自精馏塔釜的稀氨水换热,浓氨水升温到110℃后,进入精馏塔两层填料的中部进行精馏。

精馏塔中蒸出的部分气氨经塔顶冷凝回流器冷凝冷却后回流,其余大部分气氨由塔顶进入冷凝器,被一次水冷却为液氨,然后进入液氨储槽,最后液氨进入过冷器,被冷却到≤5℃送往用户。流程示意见图1。

2 压缩制冷工艺

2.1 工艺原理

压缩机将从用户来的低压气氨进行压缩,变成高温、高压气氨后进入冷凝器,受到冷却后而凝结成高压液体,再经过节流,在蒸发器中吸收热量,使被冷却介质温度降低。吸收热量并气化后的气氨重返压缩机,再进行下一个循环。压缩机的驱动方式又分为电机驱动和蒸汽透平驱动;从能量转化的角度分析,蒸汽透平消耗的能量少些。

2.2 氨压缩制冷流程简述

从低温甲醇洗等氨冷器来的气氨,进入氨压缩机进口分离器分离掉夹带的液氨后进入氨气离心式压缩机一段进行压缩。由空分等来的气氨进入二段进口分离器分离掉夹带的液氨后进入离心式压缩机,经压缩后的气氨,压力为0.84MPa(G)温度为88.6℃,从压缩机二段引出进入段间气体冷却器进行冷却降温,冷却后的气氨,压力为0.82 MPa(G)温度42℃,进入压缩机三段进行最终加压,压力升至1.6MPa(G)温度120℃进入氨冷凝器,用32℃的循环水将气氨冷凝成40℃的液氨进入液氨储罐,经缓冲后送往用户。

2.3 蒸汽透平流程

高压蒸汽3.8MPa(G)400℃经蒸汽截止大阀,进入速关阀、调节阀进入汽轮机,经降压膨胀做功后,经排气管进入表面冷却器,经表面冷却器内的循环冷却水,冷却凝结为水,体积急剧收缩,表面冷却器内形成真空,冷凝水汇集在下部的热井内,由凝结水泵将冷凝水送至锅炉房循环使用。

3 两种工艺的比较

3.1 消耗指标

兖矿集团公司煤化分公司内部有氨吸收制冷和氨压缩制冷在运行。以年产30t吨合成氨装置为例,冷量基准为35Gj/h,现将两种工艺运行成本指标列于表1。

3.2 其它指标

工艺消耗指标表示运行费用的高低,在工艺路线的选择时,还要综合考虑以下因素:

4 结 语

从以上比较情况看,氨吸收制冷比氨压缩制冷运行费用低,易操作,调节弹性大。由于氨水显碱性,所以易腐蚀设备。

在装置内部富余大量低压蒸汽时,首先考虑采用氨吸收制冷工艺,这样既回收了余热,实现流程的优化,又节省了电能。

合成革废水DMF抑制动力学初探 篇7

目前我国已成为世界上合成革的生产、消费以及进出口贸易大国。随着我国合成革行业的迅猛发展,每年排入环境的合成革、人造革废水约1亿t[1],带来的环境污染问题也日趋严重。合成革废水中含有较多高浓度有毒有害的有机污染物,其中二甲基甲酰胺(DMF)的危害性最大[2]。DMF容易分解,经厌氧水解后形成高浓度氨氮废水,排入环境将引发严重的水体污染问题。

合成革废水水质成分复杂,BOD5/COD小于0.2,可生化性较差。此外,合成革废水氨氮浓度高,碳氮比低,碳源不足,传统废水生物工艺处理困难。目前国内外合成革废水处理方案主要包括化学法[3](如碱性水解、高级氧化技术等)、生物法[4,5]以及物化法(吸附[6]与萃取[7])等。从国内实际运行情况看,传统脱氮处理工艺对于合成革废水的水质水量波动性、生物毒性及可生化性差等疑难问题,缺乏有效应对手段,存在处理工艺流程长、占地面积大、动力消耗大、基础建设和运行费用均较高以及系统抗冲击能力较弱等问题,且处理过程中氨氮大部分转化成硝酸盐,总氮去除率较低,难以符合日益严格的排放标准与环境要求。因而,研发低耗高效的合成革废水处理新技术已刻不容缓。

短程硝化-厌氧氨氧化(Sharon-Anammox)工艺是目前最便捷的高效生物脱氮技术,其原理是首先通过短程硝化将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段[8],其后利用亚硝酸盐与氨氮进行厌氧氨氧化反应,最终以氮气的形式进行脱氮,特别适合碳氮比低的高浓度有机废水处理。主要影响因素包括稳定、p H、溶解氧(DO)、进水基质及有机物等[9,10]。国内外针对该技术处理污泥厌氧消化液[11,12]、垃圾渗滤液[13]、味精废水[14,15]、畜禽养殖废水[16,17]等方面进行了研究,但对其动力学机理方面的探索较少。由于实际废水成分复杂,往往含有较多的有毒有害物质,会抑制短程硝化和厌氧氨氧化反应的进行,甚至造成反应器崩溃。因此,本研究拟对合成革废水中所含的DMF对短程硝化-厌氧氨氧化工业的影响进行研究,以期为合成革废水处理的稳定运行提供理论帮助。

1 材料与方法

1.1 试验用水

短程硝化动力学研究进水水质中NH4+—N浓度为120mg/L,Na HCO3浓度为1.5g/L,DMF浓度控制在0~300mg/L范围内,按试验需要进行配制。

Anammox动力学研究中进水NH4+—N和NO2-—N初始浓度均为50mg/L,DMF浓度控制在0~300mg/L范围内,按试验需要进行配制。

1.2 试验装置

短程硝化动力学研究试验装置如图1所示。

1.3 分析测试方法

动力学试验中常规水质测定指标均按照国家环境保护部发布的标准方法[18]进行分析测试。

2 动力学试验方法

采用批次试验的方法进行短程硝化和厌氧氨氧化动力学的试验研究。

2.1 短程硝化动力学试验

在短程硝化动力学研究过程做如下假设:

(1)短程硝化反应器运行状态稳定;

(2)反应器内各基质均处于完全混合状态;

(3)溶解氧、温度、p H等环境条件稳定;

(4)进水、出水不含微生物,其所含基质均属溶解状态;

(5)微生物数量、性质基本稳定,内源呼吸未发生;

(6)短程硝化反应NO3-产生量较少,忽略不计。

从实验室前期培养的短程硝化反应器中,取出适量污泥放置于1L的烧杯中,经静置沉淀排出上清液后,用蒸馏水将污泥清洗3次,以充分去除污泥中所含杂质及残留底物,保持混合液挥发性悬浮固体浓度MLVSS=2000mg/L,并在烧杯中加入自配模拟废水,定容至800m L。将该烧杯放在磁力搅拌器上搅拌,用空压机曝气,采用空气转子流量计调节控制曝气量,使溶解氧保持在约0.4mg/L,并在初始p H值7.6~7.8、温度(30±1)℃反应时间4h、NH4+—N浓度为120mg/L,Na HCO3浓度为1.5g/L等条件下反应。反应中间隔一定时间进行取样测定,研究进水中不同的DMF浓度对短程硝化反应的影响。

2.2 厌氧氨氧化动力学试验

实际废水尤其是工业废水成分复杂,含有的有毒有害成分对厌氧氨氧化具有明显的抑制作用,导致厌氧氨氧化工艺在实际工程应用中存在较大的困难。本研究选取合成革废水特征污染物DMF,探究其对厌氧氨氧化的抑制影响。研究过程做如下假设:

(1)反应器内各基质均溶解,且处于完全混合状态;

(2)反应过程中厌氧氨氧化颗粒污泥均匀分布,微生物数量与性质稳定;

(3)厌氧氨氧化反应基质与产物中的无机氮素只包含NH4+—N、NO2-—N、NO3-—N、N2。

厌氧氨氧化颗粒污泥在不同DMF浓度下,厌氧氨氧化活性变化的试验基本操作步骤为:从实验室稳定运行的厌氧氨氧化反应器中取出适量污泥,用Na HCO3缓冲液(已除氧,p H值约7.1)冲洗3次去除残留底物。往血清瓶(100m L)中各放入约5m L污泥、95m L相应浓度模拟废水,盖紧血清瓶并用高纯氮气置换空气,以保证瓶内为无氧环境。最后将血清瓶放入水浴恒温振荡器,在稳定32℃和无光环境下培养8h,定时取样,每个试验重复3次。

此外,还进行了厌氧氨氧化颗粒污泥对DMF的耐受性研究:将颗粒污泥浸泡于不同浓度的DMF溶液中,7d后,排出DMF溶液并将污泥残留的DMF洗出,测试污泥厌氧氨氧化活性,探究未经浸泡DMF与浸泡7d后,污泥厌氧氨氧化活性变化。

3 结果与讨论

3.1 短程硝化抑制动力学研究

不同的DMF浓度对短程硝化的影响详见表1。

用Origin对表2数据拟合,所得结果如图2所示。

分析表1可知:短程硝化污泥对DMF的降解存在限值,随着进水DMF浓度不断增大,最多可降解DMF约30mg/L,即使进水DMF浓度高达288.20mg/L,DMF的处理效果仍然只降解约23mg/L DMF。这可能是因为DMF在厌氧条件下分解较快,而缺氧状态下分解速度受限。

结合表1和图2分析可知:随着进水DMF浓度的不断升高,氨氮降解速率呈现逐渐下降的趋势,这可能是因为DMF具有较强的生物毒性,对短程硝化过程产生了抑制作用。短程硝化速率(g NH4+—N/(g VSS·d))与DMF浓度(mg/L)呈现明显的线性关系,其关系式可表示为:

3.2 厌氧氨氧化抑制动力学研究

控制反应器内NH4+—N和NO2-—N初始浓度均为50mg/L,DMF浓度和厌氧氨氧化速率之间的相互对应关系见表2。

用Origin 8对上表数据拟合,所得结果如图3所示。

拟合结果显示厌氧氨氧化反应中,氨氮比降解速率(g NH4+—N/(g VSS·d))与DMF浓度(mg/L)关系式为:

亚硝酸盐氮比降解速率(g NO2-—N/(g VSS·d))与DMF浓度(mg/L)关系式为:

浸泡试验中,DMF浓度与厌氧氨氧化反应速率的对应关系如表3所示。

用Origin 8对上表数据拟合,所得结果见图4。

拟合结果显示污泥经浸泡在不同浓度的DMF溶液后,厌氧氨氧化反应氨氮比降解速率变化(g NH4+—N/(g VSS·d))与DMF浓度(mg/L)关系式为:

亚硝酸盐氮比降解速率(g NO2-—N/(g VSS·d))与DMF浓度(mg/L)变化关系式为:

由图4可知:在反应器中存在的DMF浓度处于35mg/L范围内,厌氧氨氧化反应中,氨氮和亚硝酸盐氮比降解速率急剧下降。关于DMF对废水处理中微生物的毒性机理,有研究认为与其生物代谢过程有关[19,20]。由表2中进出水DMF的差值可知,不同浓度的DMF存在时,DMF降解量均较少,反应器内仍存有大量的DMF,具有较强的生物毒害作用,对厌氧氨氧化抑制作用明显,造成厌氧氨氧化菌活性迅速下降。当DMF浓度处于35~300mg/L之间时,厌氧氨氧化菌活性更低,但仍保留有一定的厌氧氨氧化活性。颗粒形态的污泥具备较强的耐冲击负荷能力,当进水中DMF浓度升高产生生物毒性时,颗粒污泥内部仍能维持相对适宜、稳定的微环境,DMF的生物毒性主要作用于污泥表面,对颗粒污泥内部的厌氧氨氧化菌抑制影响相对较小。对比表2和表3,浸泡DMF 7d后的厌氧氨氧化颗粒污泥,由于DMF渗透到颗粒污泥内部,污泥活性有所降低,氨氮、亚硝氮的比降解速率下降约25%左右,降幅不大,说明颗粒污泥形态的厌氧氨氧化污泥,具有一定的DMF耐受性。

4 结论

DMF对短程硝化微生物活性具有抑制作用,随着进水DMF浓度的不断升高,氨氮降解速率呈现逐渐下降的趋势。短程硝化氨氮比降解速率r(g NH+4—N/(g VSS·d))与DMF浓度cI(mg/L)线性关系明显:r=0.383 6-0.000 624 9cI(R2=0.966 9)。

合成革厂废水 篇8

本实验研究过程中的废水采自川东某净化厂。该厂采用醇胺法对采到的天然气进行脱硫净化之后通过管道输送到终端用户。在整个净化生产和检修过程中会产生大量含有毒性难降解物质的废水, 且水质、水量波动大, 传统方法难以将其有效处理。

通过了解西南地区多个净化厂废水处理装置和总结多年化工废水处理实践经验, 笔者拟采用Fenton试剂高级氧化法对天然气废水进行处理研究, Fenton试剂法具有适应性强、试剂易得、反应设备简单、处理效果好、无二次污染等优点, 尤其对于含难降解污染物的废水处理效果比较理想。Fenton试剂可以催化分解产生·OH, 具有极强的氧化能力, 可以进攻有机分子并使其矿化为CO2、H2O和无机分子[1]。目前该方法已经在制浆造纸、日化、农药、制药等行业有一定应用[2,3,4], 本研究拟为天然气净化厂废水处理提供技术参考。

2 试验内容

2.1 实验试剂和仪器

药剂:双氧水 (30%) 、七水硫酸亚铁、氢氧化钠、浓硫酸均为分析纯;废水样取自川东某净化厂废水贮罐, COD浓度为2280mg/L, pH值为6.5;仪器:PHS-3C型pH计 (雷磁) 、六联搅拌器 (苏州威尔) 、烧杯、量筒。

2.2 试验过程方法

先取100mL水样于200mL烧杯中, 然后用 (1+4) H2SO4调pH值至一定值, 之后再投加一定量的亚铁并充分混合, 接着再投加一定量的双氧水并充分混合反应, 经过一定时间的反应后, pH值调至8, 然后经过1h静置沉降后, 取上清液测COD浓度。

2.3 理论讨论

1mg/L COD理论需要氧气的量为1 mg/L, 而每2molH2O2产生1molO2, 因此每去除废水中1mg/L的COD, 理论上需要H2O2的量为0.0625mmol/L[5]。本实验所使用废水COD为2280mg/L, 所以理论投加量为142.5mg/L, 30%的过氧化氢投加量为475mmol/L。

3 试验结果分析及讨论

本次实验主要对双氧水投加量、亚铁投加量、pH值和反应时间4个影响因子进行探讨研究, 确定实验的最佳运行工况。

3.1 亚铁的投加量与COD去除效果的关系

Fe2+是催化过氧化氢分解生成羟基自由基 (·OH) 的催化剂。H2O2的氧化还原电位为1.7V, 而经过Fe2+催化作用产生的羟基自由基 (·OH) 的氧化还原电位高达2.8V, 由此可知Fe2+作为催化剂可以使Fenton氧化剂的氧化性能大大提高。

先将废水pH值用 (1+4) H2SO4调到3.5, 然后分别量取100mL废水样至200mL烧杯;接下来先定量投加H2O2600mmol/L与废水充分混合, 然后再投加不同量的Fe2+, 分别为90、120、150、180、210、240mmol/L充分搅拌混合, 等反应60min之后调pH值至8, 然后经过1h静置沉降后, 取上清液测COD浓度。试验不同的Fe2+投加量条件下COD去除效果, 如图1、2所示。

从反应机理可知:当Fe2+浓度低时, 羟基自由基 (·OH) 的产生量相对较少, 随着Fe2+浓度逐渐增大, ·OH的逐渐增多, 有利于对有机物的氧化反应;但Fe2+浓度过高时, 其对H2O2的消耗过多, 会减少·OH的产生, 不利于充分发挥Fenton试剂的氧化能力, 过量Fe2+如果未被氧化且后续沉降处理也未降低, 会造成废水COD升高, 而且出水中残留的Fe2+会被氧化成Fe3+H造成出水色度升高。从试验数据看, Fe2+投加量有一个合适的值, 由图1、2可见, Fe2+投加量从90mmol/L增加到180mmol/L, 废水的COD去除率从31%增加到98%, 继续增加Fe2+投加量, COD去除率反而出现了下降, 因此最佳的Fe2+投加量是180mmol/L, 此时处理后水样COD浓度降为46mg/L, 可使废水最终达到国家一级A排放标准要求。

3.2 双氧水的投加量与COD去除效果的关系

先将废水pH值用 (1+4) H2SO4调到3.5, 然后分别量取100mL废水样至200mL烧杯;接着先定量投加Fe2+170mmol/L充分与废水混合, 然后再投加不同量的H2O2, 分别为100、200、400、600、800、1000mmol/L并充分搅拌混合, 等反应60min之后调pH值至8, 然后经过1h静置沉降后, 取上清液测COD浓度。试验不同H2O2的投加量下的COD去除效果, 如图3、4所示。

由图3、图4可知, 废水COD去除效果随着H2O2投加量增加而增加。H2O2投加量对COD去除率有重要的影响:H2O2的浓度较低时, ·OH的产生量也少, 对有机污染物的氧化量也少;H2O2的浓度增加时, ·OH的产生量也增加, 对有机污染物的氧化量增加, 氧化能力增强。当H2O2的浓度过高时, 其反应初始阶段, Fe2+被氧化为Fe3+H, 此时既消耗了H2O2, 又抑制了·OH的产生, 而且其部分H2O2发生无效分解, 并释放出O2, 造成氧化效果降低;同时残留在废水中过量的H2O2又会产生COD, 导致COD去除率不升反降。数据中, H2O2投加量600mmol/L, 且nH2O2/nFe2+=1.1时, COD去除效果最高, 达到98%, 出水COD降为46mg/L, 此方式可以使天然气净化厂废水出水达到国家一级A排放标准要求。

3.3 pH值与COD去除效果的关系

先将废水pH值用 (1+4) H2SO4调到2.5、3、3.5、4、4.5、5, 然后分别量取100mL废水样至200mL烧杯;接下来先定量投加H2O2600mmol/L与废水充分混合, 然后再定量投加Fe2+170mmol/L充分混合反应, 经过60min的反应时间后, 调pH值至8, 然后经过1h静置沉降后, 取上清液测COD浓度, 试验不同pH值条件下COD去除效果, 如图5、图6所示。

研究人员普遍认为当废水反应pH值在2~4时, 处理效果比较好。Fenton试剂在中性和碱性条件下, Fe2+不能催化H2O2产生·OH, 也就不能氧化有机污染物。当pH值过高时, 不仅抑制了·OH的生成, 而且还使得Fe2+以氢氧化物的形式沉淀, 降低或失去催化作用, 因此Fenton试剂法必须在酸性条件下才能较好地发挥作用;pH值低于3时, H+浓度过高, Fe3+H很难被还原为Fe2+, Fe2+供应不足, 也使·OH的数量减少, 不利于催化反应的进行。因此反应系统中pH值会直接影响Fe3+H和Fe2+平衡体系, 进而影响催化氧化反应。本实验中, pH值由2.5~3.5时, COD的去除率升高, pH值由3.5~5时, COD去除率出现下降, 由此可见pH值在3.5时, 达到最佳去除效果。pH值为3.5时, COD浓度从2280mg/L降解至46mg/L, 去除率可达98%, 达到国家一级A排放标准要求。

3.4 反应时间与COD去效果的关系

先将废水pH值用 (1+4) H2SO4调到3.5, 然后分别量取100mL废水样至200mL烧杯;接下来先定量投加H2O2600mmol/L与废水充分混合, 然后再定量投加Fe2+170mmol/L充分混合反应, 经过一定的反应时间, 分别为30min、45min、60min、75min、90min后, 调pH值至8, 然后经过1h静置沉降后, 取上清液测COD浓度。试验不同反应时间COD的去除效果, 如图7、图8所示。

在前60min去除率随着时间基本呈线型上升关系, 而从60min增加到90min时, COD去除率趋于平行, 因此可知本试验最佳反应时间为60min。Fenton试剂法处理有机污染物的实质就是·OH与有机污染物发生氧化反应, 其处理难降解有机污染废水所需时间的长短, 由·OH的产生速率及其与有机污染物的反应速率的快慢直接决定。Fenton试剂处理难降解有机污染废水的反应时间还与催化方式、催化量、反应pH值、水力状况等有关。

4 结语

大部分有机污染物在Fenton试剂处理下能被降解, 其中包括剧毒性、难降解有机污染物。H2O2的投加量为600mmol/L, FeSO4·7H2O投加量170mmol/L, 反应时间60min, 反应pH值=3.5时, COD浓度从2280mg/l降解至46mg/l, 去除率可达98%, 达到国家一级A排放标准要求。实验结果表明此两种药剂对此类废水有最佳投加配比为nH2O2/nFe2+=1.1。在实验中最佳条件下H2O2氧化剂的使用效率仅为79%, 在实际使用中需要更多研究如何提高H2O2的利用效率。

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合成革厂废水 篇9

1 医疗废物相关介绍

1.1 医疗废物的定义及特点

医疗废物一般是指医疗机构在进行治疗、保健、预防等过程中产生的具有感染性等危害的废弃物。它不同于一般的生活垃圾, 它在污染环境的同时, 通常还会伴随着病毒的传播, 具有感染性、生物毒性、多样性以及二次污染性等特点, 如果处置不当, 将会带来很大的环境和社会风险, 因此对于医疗废物一定要严格按照相关规定进行无害化处置。

1.2 医疗废物处置中心的特点

医疗废物处置中心一般处在远离城区的郊外或烟稀少的地区, 市政管网没有覆盖到, 所以生产废水处理后一般是回用或排入河道, 因此对生产废水的排放标准也很高。由于医疗废物的特殊性, 其处置中心的生产废水水质也十分复杂, 水中细菌种类多、数量多。

2 医疗废物处置厂生产废水的处理技术

目前使用相对比较广发的有生物处理技术、物理处理技术、化学处理技术、膜分离技术。

膜分离技术的原理是膜的选择透过性, 通过膜的选择透过性来将废水中的污染物分离出去。膜的孔径不同, 对污水的处理效果不同, 根据膜的孔径的大小, 一般可以分为微滤膜、超滤膜、钠滤膜和反渗透膜。膜分离技术处理生产废水, 效果好, 但是成本略高。在处理医疗废物处置厂生产废水的时候, 常用到的是膜分离技术中的MBR技术。在下面内容中对MBR稍作重点讲述。

3 MBR工艺处理废水

3.1 废水处理流程

MBR又称膜生物反应器, 是一种由活性污泥法与膜分离技术结合的新型水处理技术。根据具体情况MBR废水处理流程也有所不同, 一般为格栅槽, 初沉池, 缺氧池、好氧池, 膜池, 有点膜池和好氧池合并, 甚至有缺氧池、好氧池、膜池合并, 通过对水中含氧量的控制来实现缺氧池好氧池功能的转换, 形式虽有所不同, 但其核心就是MBR膜池。膜池, 利用膜对生化反应池内的含泥污水进行过滤, 实现泥水分离, 一方面, 膜截留了反应池中的微生物, 使降解污水的生化反应更加快速彻底, 另一方面, 由于膜的高过滤精度, 保证了出水清澈透明;经过以上处理之后, 还需要经过消毒池进行进一步的处理。对于MBR膜, 在放置形式上有外置和内置, 在材料上有帘式和卷式。

3.2 MBR工艺选择原则和相关参数设置

MBR工艺方案的选择原则如下:技术先进性原则, 污水处理回用工程一方面体现环保理念, 另一方面是再生水回用系统的先进性;安全性原则, 由于中水回用关系到周围人们的安全问题, 因此必须保证出水的水质安全系数高;系统模块性原则, 采用模块式的处理设备, 可以根据生产废水量进行系统运行组合;低成本运行原则, 中水处理技术应作为技术选择方案的重要原则之一;少占地原则, 医疗废物处置中心占地面积是有限的, 因此废水处理还应选择占地面积小, 运行效率高的设备和技术;污泥产生量少, 二次污染小的原则, 在选择工艺时, 首先选择污泥产生量小的工艺, 减少对环境的二次污染。要保证处理工艺的废水处理能够满足处理要求, 要结合相关数据进行工艺设计。一方面, 通过实地调查, 了解废水产量;另一方面, 对出水水质进行设定, 使出水满足国家规定的排污或者是再利用标准。目前, 因为技术的成熟和革新, 膜组件的生产成本已经降低很多, 运行和维护成本也相对比较低, 使用寿命也增长很多, 后面有案例说明。

3.3 MBR工艺优缺点

MBR工艺的优点:固液分离效率好, 出水水质优良;易于实现自动化控制, 运行管理方便;占地面积小, 工艺设备集中, 适用于占地有限的污水处理系统;具有优良的脱氮效果;污泥龄长, 反应器在高容积负荷、低污泥负荷长泥龄下运行, 可以实现基本无剩余污泥排放;动力消耗低, 膜寿命长。MBR工艺的缺点:容易形成膜污染, 混合液中的悬浮污染物、溶解性有机物、微生物在膜表面的沉积以及活性污泥中的纤维、杂物等折叠缠绕都会不同程度上降低膜的通透性;

3.4 某医废处置中心MBR工艺运行数据

在某医废处置中心, 车间废水主要来源是清洗转运箱的废水, 该废水与生活污水在化粪池汇合, 进入污水处置环节, 采用的核心工艺为MBR, 处置之后的水消毒后大部分进入车间洗桶, 循环使用, 一小部分浇灌或道路喷洒, 具体工艺流程如下:

在MBR膜池内, 采用的是成本相对较低的PP材料的外置帘式中空纤维膜, 一共8组。设计能力为14吨/小时, 因为采取了间歇式的运行方式, 曝气两小时静置两小时, 真空抽滤泵也间歇式运行, 自动控制, 在某种程度上运行方式类似SBR (序批式活性污泥法) 。处置之后的水质监测指标如表3-1。

从监测结果来说, 出水水质比较良好。在绿化浇灌、洒水、车间回用方面没有任何问题。另外, 从管理方面来说, 操作简单, 人工维护维修方便;从运行成本来说, 物料成本和运行成本相对较低。 (如表3-2)

当然, 在成本研究方面还存在明显的缺陷, 比如污水处理的水量没有准确的计量, 只有一个参考的全年用水量8191吨, 盐酸也有其他用途, 专门用在消毒原料方面还不够详尽和准确, 这在今后的运行和研究方面都需要完善。

4 结语

医疗废物处置中心生产废水的处理技术在环境保护方面有着举足轻重的地位, 提高处理技术, 完善处理的工业流程, 已经成为业内共同关注的焦点。MBR工艺只是该类型废水处理的一种工艺, 仅供参考。医废处置中心在选择污水处置工艺时, 结合自身实际情况, 不仅要技术可行, 还要经济合理, 选用合适的处置工艺, 以达到规范排放或回用的要求。

参考文献

[1]马文鑫、陈卫中、任建军等.制药废水预处理技术探索[J]环境污染与防治, 2012, 23 (2) :87-89.

[2]刘阳.医疗废物处理中存在的问题及其对策[J].辽宁医学院学报:社会科学版, 2011, 9 (1) :5O-52.