联合处理工艺（精选十篇）
联合处理工艺 篇1
关键词：联合站,污水处理,工艺,优化
常用的含油污水处理的方法有物理法、化学法、物理化学法和生物法。为保证污水处理水质达标, 各油田会根据开发区块污水处理量及化学成分的不同而采取不同的处理工艺。
1 头台联合站污水处理现状
1.1 处理工艺
头台联合站污水处理岗日处理污水1600m3左右, 处理前污水含油60—70mg/L, 悬浮物20mg/L。目前采用的处理工艺为一级气浮选、二级石英砂滤罐和三级纤维棒过滤的三级处理工艺 (图1) 。
按照当初设计要求, 该套污水处理系统可实现以下功能:污水经沉降罐自然沉降后进气浮选装置, 加气设备在污水中加入空气, 通过气浮选底部释放器使其以高度分散的微小气泡形式作为载体将水中的悬浮颗粒载浮于水面, 污油及悬浮物完成一次分离, 然后污水进入一次滤罐 (石英砂滤罐) , 通过内部层层石英砂过滤后, 再进入二次滤罐 (纤维棒滤罐) , 经过这两次过滤, 污水水质达到回注标准。
当顶部污油积攒到一定厚度, 启动气浮选装置顶部刮油机, 通过提升液位将顶部污油自动回收到污油回收槽内;当滤罐进出口压差达到反冲洗标准时, 四位一体电动阀自动开启, 反冲洗泵启运, 电脑控制反冲洗时间、水量, 进行自动反冲洗, 确保滤罐工作效果。
1.2 存在问题
联合站污水岗一体化污水处理设备经过多年使用, 目前该处理工艺的自动化控制系统几乎全部失灵, 气浮选刮油机损坏, 电动阀门无法使用, 污油回收、反冲洗均需手动操作, 给生产、安全带来极大不便。
1.2.1 敞开式浮选池存在安全隐患
油气挥发, 危害员工身体健康, 尤其冬季室内云雾弥漫、扶梯冻冰、视野差, 存在极大的安全隐患;无自动收油装置, 处理的污油需要员工手动收油, 气浮选敞口, 给收油工作带来极大的安全隐患。
1.2.2 反冲洗设备手动操作存在多种不利因素
(1) 反冲洗效果不好:反冲洗时间、水量控制不精确;
(2) 操作难度大:控制反冲洗阀门为碟阀, 手动操作难度大, 当员工开始倒流程反冲洗后, 需回到值班室启动反冲洗泵, 再折回罐区调节水量, 完成一个操作需来回几趟, 操作难度大且频繁开关导致阀门经常不严, 影响反冲洗效果。
2 优化建议
2.1 气浮选装置改进
在三级过滤工艺中, 每一级都为独立运行系统, 后两级滤罐目前依然为比较成熟的工艺设备。而一级气浮选装置不但存在安全风险, 且自动化及刮油装置早废弃。可考虑将一级气浮装置更换为密闭气浮装置或其它更为成熟的过滤装置。
2.2 优化反冲洗手段
在大庆油田范围内, 大部分污水滤罐的反冲洗均为自动控制系统, 其中超过10%的污水处理站还使用可编程控制系统, 可以实现变强度反冲洗, 达到更好的处理效果。
因此, 恢复自动反冲洗操作, 可以快速提高含油污水处理工艺的整体效果, 实现油田污水处理反冲洗控制系统标准化管理, 可以最大幅度地减少污水处理系统的工作量, 提高生产管理水平, 使油田污水处理系统进入成本降低、效益提高、技术水平整体提高的良性循环生产期。
2.3 加强滤料及易损附件的检修及更新
当滤料及浮选池内滤油斜板污染严重时, 会导致滤料层块状板结、反冲洗流量降低、反冲洗效果差、滤后水悬浮物和含油量超标等。水驱污水过滤罐滤料使用寿命为2—3年。
为保证滤料的过滤效果及使用寿命, 需对滤料及易损附件如滤油斜板等进行检修并及时更新。
2.4 长远规划, 改进污水处理工艺
头台油田区块具有渗透率低、裂缝发育差等特点, 随着开采时间的延续, 开采难度越来越大, 对注水水质的要求将会越来越高。
联合处理工艺 篇2
采用混凝沉淀+砂滤+膜生物反应器+活性碳+臭氧工艺处理合成制药废水中COD中试研究.结果表明:膜生物反应器出水的COD平均值为78.6mg/L,去除率为74.3%;最终出水的COD平均值为40.4mg/L,去除率为92.7%.
作 者：相震 陈淑娟 王连军 马杰 XIANG Zhen CHEN Shu-juan WANG Lian-Jun MA Jie 作者单位：相震,王连军,XIANG Zhen,WANG Lian-Jun(南京理工大学化工学院,南京,210094)
陈淑娟,CHEN Shu-juan(青海省海西州环境监测站,德令哈,817000)
马杰,MA Jie(多元水环保技术产业(中国)有限公司,北京,102600)
熟食加工废水的处理工艺 篇3
关键词：HA-SBR；废水处理；新工艺
中图分类号：X703文献标识码：A文章编号：1006-8937（2012）05-0163-01
某食品厂生产加工以鱼类为主的熟食袋袋装食品，熟食原料加工的废水主要是来自小干鱼体表面的清洗水以及冲洗油炸设施、设备、器皿、地面的废水，废水中含有鱼鳞、油脂、味精、食盐、辣椒素，采用半机械化方式作业。
1废水水量及水质特性
日平均排放量20 m3/d。根据对现场提取的部分水样检测，废水水质如表1所示。
废水COD、BOD5、SS、油脂和色度等浓度高，水质水量波动大，目前国外治理这类废水的方法较多，为了寻求更理想的处理方法，在实验室实验的基础上，应用厌氧——好氧处理该厂废水最佳。因为，对于易生物降解的有机废水，生化处理是最有效和经济的处理技术。单独的厌氧处理工艺或好氧处理工艺都不能达到处理效果要求，厌氧—好氧串联工艺结合了厌氧处理和好氧处理工艺的优点而避免了各自的缺点，既结合了厌氧处理能耗低，污泥产量低，可回收生物能量和好氧处理工艺出水水质好的优点，有避免了厌氧工艺出水达不到排放标准和好氧工艺能耗大，污泥产量高的缺点。因此，厌氧—好氧串联形式在能量利用、投资、处理成本和效果方面都具有较大的优越性。
2废水处理新工艺
2.1废水处理工艺流程
工艺流程如图1所示。
2.2工艺设计参数
2.2.1隔油初沉池（含集水池）
集水池构筑物尺寸：长×宽×高为1.68 m×1.68 m×1.4 m；隔油池构筑物尺寸：长×宽×高为4.2 m×2.48 m×1.5 m，有效容积为10 m3，主要用来去除进水浮油和进水中的细小颗粒物。污水停留时间5 h。
2.2.2调节池
调节池构筑物尺寸：长×宽×高为5.33 m×2.96 m×3 m，有效容积为24 m3，调节池用来调节水量、水质。
2.2.3复合式厌氧池
复合式厌氧池构筑物尺寸：长×宽×高为5.5 m×2.4 m×5 m，有效容积为32 m3，污水停留时间1.6 d。复合式厌氧池为ABR池型结构，上部为填料，下部为悬浮污泥床，具有容积负荷高、运行稳定、耐冲击负荷强的特点，因而净化效率高。
2.2.4曝气池
曝气池构筑物尺寸：长×宽×高为6.4 m×2.1 m×3.2 m，有效容积为21 m3，污水停留时间1d。厌氧池出水自流入曝气池，与曝气池内活性污泥混合，池内鼓风曝气，一方面让活性污泥处于悬浮状态，使废水与活性污泥充分接触，另一方面通过曝气向活性污泥混合液供氧，保持好氧条件，废水中的有机物在曝气池内被吸附、吸收和氧化分解，使水质得到进一步净化。曝气池根据运行情况一般污泥浓度控制在2~3 g/l，污泥沉降比一般控制在15%~25%，超过上限值时应排泥。
2.2.5二沉池
二沉池为斜管式沉淀池，构筑物尺寸：长×宽×高3.11 m×2.74 m×4 m，有效容积为18 m3，接纳曝气池出水，在二沉池内进行泥水分离，污水停留时间1.2 h，净化后出水外排，污泥回流至曝气池或复合式厌气池，剩余污泥排至污泥干化池。
2.3工艺技术特点
2.3.1强化预处理
熟食食品加工废水预处理是处理系统的第一道关键工序，如果工艺设计考虑不周，不能及时有效清除粗大的固体悬浮物，就会给后续处理工序带来麻烦，增加处理负荷，影响处理效果。因此在工艺上必须强化预处理，设计是采用滚筒式筛滤机，筛滤孔直径为φ1，能有效地去除固体悬浮物，可使COD、BOD5浓度降低30%，因此有效的减少了调节池的浓度，经过调节池进行水质、水量调节和水解，通过沉淀，废水水解酸化后可大大降低COD、BOD5浓度，减轻后续工艺的处理负荷，减轻操作人员的劳动强度。
2.3.2厌氧过程净化效率高
复合式厌氧反应装置是国内外近年开发的新技术，其反应装置上部为填料，下部为县浮物污泥床，具有容积负荷高，运行稳定，耐冲击负荷强，受气温变化影响小，好氧剩余污泥回流至水解装置消化可减少生物系统污泥排放量，所采用填料表面积大，无堵塞现象，净化效果好，COD、BOD5净化效率可达80%~90%。复合式厌氧反应装置设垂直水流方向的多块挡板以维持反应器内较高的污泥浓度，挡板把反应器分成若干上向流和下向流室，上向流室比较宽，便于污泥的聚集，下向流室比较窄，两室之间设导流板，便于将水送至上向流室，使泥水充分混合。
2.3.3好氧生物处理出水效果好
本方案采用HA-SBR序批式活性污泥法处理好氧工艺，能达到很好的处理效果，是目前国内熟食食品加工废水普遍采用的好氧处理工艺。是一种简易、高效、低能耗的废水生化处理方法。具有如下优点：
①工艺简单。调节池容积小，无其它方法的剩余污泥处理麻烦，大为节约投资。
②投资省、占地少、运行费用低。
③反应过程基质浓度梯度大，反应推动力大，效率高。
④耐有机负荷和毒性负荷冲击，运行方式灵活。由于是静止沉淀，因此出水效果好。
⑤厌氧和好氧过程交替发生，泥龄短，活性高，有较好的脱氮除磷效果。
基于该方法的上述优越性，该方法在国内外有机废水处理中，得到了迅速的发展和应用，特别是对水量较小，浓度高的有机废水好氧处理，它实际是活性污泥法的演变和延伸，实现了运行更灵活、稳定和高效，BOD5净化率能高达≥95%以上。
3结语
食品厂生产排放的废水属高浓度废水，对水质污染比较严重。本项目废水的处理从实施以来取的了很好的效果。它大大减少食品加工厂废水污染物的排放量，使外排废水达到国家允许的排放标准，对保护周围鱼场、河流水环境质量，避免引发环境污染纠纷，维护周边关系和食品厂的正常生产将起到很大的作用，具有良好的社会效益和环境效益，同时废渣的综合利用从长远来看也将取得良好的经济效益。
参考文献：
[1] 李亚峰,佟玉衡,陈立杰.实用废水处理技术[M].北京:化学
工业出版社,2007.
联合处理工艺 篇4
（一）废水水质、水量
每生产1吨淀粉约产生10～20m3的废水，废水中主要成份为淀粉、蛋白质和糖类，有机物含量较高。一般条件下，COD值为8000～30000mg.L-1;BOD值在5000～2000mg.L-1、SS值为3000～5000mg.L-1;p H值为4～6、BOD/COD为0.625～0.66，属于酸性高浓度可生化废水。废水设计规模2000m3/d，处理水质要求达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)一级排放标准。表1为木薯淀粉废水治理工程进水水质及排放标准。
（二）废水处理工艺流程
1. 处理工艺
采用调节池+UASB反应器+SBR好氧池相结合的处理工艺处理废水，污水及污泥处理工艺流程如图1所示。
2. 工艺设计说明
生产废水经机械格栅截留大块悬浮物，进入调节池调节，调节池设有机械搅拌装置，通过酸碱剂、回流液和机械搅动使原水混合均匀，并使废水p H值达到中性。出水进入UASB反应器，在反应器中产酸菌和产甲烷菌的作用下，大部分的有机物分解为元机小分子物质和甲烷，剩余污泥进入污泥浓缩池，甲烷可以通过三向分离器收集，净化处理后可作为能源供生产或排放;出水则进入SBR进行好氧生物处理，以进一步降解水的有机物。
调节池、UASB、SBR等处理单元产生污泥排入污泥浓缩池进行浓缩，提高污泥的含固率，使污泥含水率低于95%，污泥经浓缩后进入污泥脱水进行机械脱水，产生泥饼外运，污泥浓缩池、上清液及机械压滤液回流至调节池再继续处理。
（三）各主要构筑物
1. 调节池
调节池采用矩形对角线出水，废水由左右两侧进入池后，经过不同的时间流到出水槽，设置机械搅拌装置，主要阻止废水中悬浮物质的沉淀。调节池采用钢筋混凝土结构，容积为500m3，停留为6h。
UASB反应器采用半地下工钢筋混凝土结构，确保池内厌氧状态并防止臭气散逸，UASB池上部采用盖板密封，出水管和出气管分别设水封装置。由于SBR的水回流，此时UASB水量为3000m3/d，反应区容积为3300m3，采用3座UASB并联运行，处理水量为125m3/h，在常温条件下运行，COD容积负荷为5.0kg/ (m3.d) ，反应区停留时间为8.0h。
2. SBR反应器
采用两个SBR反应器并联进行，一个反应池进水完成后，停止进水，在进行曝气、沉淀、出水等工艺时，另一反应池进行水，反应池容量为1500m3, BOD污泥负荷0.3kg/kg.d，运行周期为8h，其中进水为4h，曝气为3h，沉淀为0.5h，排水为0.5h。曝气阶段每池供氧量10kg/h，排出比约为1/4。
3. 工程启动及运行
(1) UASB的启动
接种污泥取自城市污水厂的消化污泥，污泥体积50m3，经过滤投入UASB反应器，注入淀粉废水浸泡，在启动开始采用间歇进水，同时由于甲烷菌活性在酸性条件下会受到抑制，UASB反应器内的最佳p H值为6.8～7.2，在启动开始应投入酸碱剂进行调节控制p H值和回流比，待出水COD去除率达到80%左右，再增加进水量和进水频率。控制COD容积负荷由2.2kg COD/ (m3.d) 逐步提高到5kg/ (m3.d) 。当出水COD去除率7d内稳定在80%左右时，才可进入下一阶段提高负荷。运行1个月后，反应器内污泥的质量浓度逐渐增大，产气量稳定，COD去除率稳定在80%～90%之间。
(2) SBR的启动
SBR启动时接种污泥也采用城市污水厂污泥，污泥的质量浓度为3000mg/L-1，连续投加营养剂，闷曝至污泥呈现黄褐色后逐步增加水量，每曝10h后静置2h，排出1/3的上清液再补充新鲜污水，经2个多月调试后进入稳定运行期。
(3）工程运行情况
经过约5个月的调试运行，出水水质较好，工程验收对各单元处理结果进行监测(表2)，出水结果COD为59～93mg L-1, BOD为11～14 mgL-1, SS为27～28 mgL-1，色度为20倍，p H值为7.5～7.6，主要指标达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)一级排放标准。
（四）运行结果讨论
1. COD容积负荷的选择
UASB对COD的容积负荷理论上可以达到6kg/ (m3.d) ，但绝大多数木薯淀粉企业属季节性生产企业，每个榨季只生产三个月甚至更短的时间，并且是在冬季生产。由于企业生产的时间短，环保设施的运行不稳定;冬天气温较低，影响菌种活性;作为新建的生化处理设施，各设季间的参数匹配有待进一步完善，污泥菌种的驯化有待进一步成熟。在实际生产过程中，UASB的容积负荷普遍稳定在3～4kg/ (m3.d) 。因此，为了确保淀粉废水的稳定达标，在UASB设计时，应充分考虑其实际所能达到的容积负荷。
2. pH值对UASB和SBR反应器的影响
厌氧反应器中p H值稳定非常重要，产甲烷菌最适宜p H值范围为6.8～7.2。如果p H低于6.3或高于7.8，甲烷化速率降低。产酸菌的p H范围为4.0～7.0，超过甲烷菌最佳p H范围，酸性发酵可能超过甲烷发酵，反应器内将发生“酸化”。
工程运行时UASB曾出现酸化现象。如操作失误，过快提高进水COD浓度导致了UASB池出现酸化现象，应取出部分污泥，同时加入新鲜污泥和一部分碳酸氢钠，通过污泥驯化，UASB酸化得到控制。
UASB后续工艺SBR出水出现pH值偏低，通过投加少量石灰水到SBR调节p H值为7.0～7.5，出水CODCr浓度达到排放标准。
3. 水力负荷对颗粒化的影响
适时调整水力负荷，对促进颗粒污泥的形成是重要的。高水力负荷可以淘汰沉降性能差的絮状污泥，而保留沉降性能好的污泥。
本工程调试启动初期采用较小的水力负荷，有利于形成颗粒污泥的初生体。当出现一定数量的颗粒污泥后，提高水力负荷可冲出部分絮状污泥，使密度较大的颗粒污泥沉降到反应器底部，形成颗粒污泥层。这部分污泥可首先获得充足的营养而较快地增长，污泥能够实现颗粒化。
4. 温度对工程运行结果的影响
水温对UASB池和SBR池中的细菌微生物有着较大的影响。整个工程运行期间，淀粉原水水温在15℃～43℃之间变换，原水通过调节池后，原水水温在此范围内变化。由于工程运行期较短，并经过冬季的变化，因此对整个系统在低温下长期运行还需进一步。
5. UASB和SBR的启动时间比较长，主要是为了对污泥、菌种进行培养
淀粉企业作为季节性生产企业，每年只生产约三个月的时间，所以在停榨期间，必需持续加强对设施维护，保持菌种的活性，以保证新榨季来临时，环保设施能最快地调试正常。避免因设施的启动调试时间过长而造砀或者错过开榨时机，或者废水得不到有效处理而超标排放。
（五）结论
1. UASB-SBR联合工艺可有效处理木薯淀粉生产废水，在对UASB的容积负荷按3～4kg/ (m3.d) 进行设计时，并可使出水达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)一级排放标准。
2. 酸碱剂投加比例及投加量对各单元COD去除率有较大影响，在工程运行实践中，需研究最优投加比和投加量。
3. UASB运行过程，在保证p H值适宜甲烷菌的范围内，也需考虑控制温度，在温度低时，厌氧菌活性降低甚至发生死亡。因此在冬季运行时需控制UASB反应器的温度，由于过度使用酸碱剂，SBR需经常补充好氧菌所需营养剂。
摘要：木薯淀粉废水是酸性高浓度有机废水, 在进水COD为11800-14700 mgL-1, BOD为7210-96300 mgL-1, SS为4430-5230 mgL-1, 色度50倍, pH值为3.5条件下, 使用UASB和SBR联合工艺对规模100t/d的淀粉进行处理, UASB停留5h, SBR为8h。实验表明, 各主要指标达到《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 一级排放标准。
关键词：UASB-SBR联合工艺,废水处理
参考文献
[1]王绍文, 罗志腾, 钱禹.高浓度有机废水处理技术与工程应用[M].北京:冶金工业出版社, 2003.
[2]杨启峰, 张萍, 赵永志.淀粉废水的处理技术[J].黑龙江环境通报, 2000, 24 (2) :55-56.
[3]买文宁.功气浮提取蛋白-UASB-SBR工艺处理淀粉废水[J].工业水处理, 2002, 22 (6) :42-44.
[4]李善于, 甘海南.淀粉生产废水处理的运行与管理[M].北京:中国环境科学出版社, 2000.
联合处理工艺 篇5
UV/Fe3+/H2O2催化-混凝联合工艺处理络合铜镍废水
摘要：采用UV/Fe3+/H2O2催化-混凝联合工艺对难处理络合铜镍电镀废水进行了研究,考察了Fe3+和H2O2初始浓度、初始pH值、温度、反应时间及混凝液pH、混凝剂质量浓度对处理过程的影响,探讨了废水的降解途径和机理.结果表明:在体系初始pH=3,温度50℃,H2O2和Fe3+初始浓度分别为1.5×10-4mo1/L、2.5×10-5mo1/L,反应时间60min,混凝液pH=8及混凝剂质量浓度为500mg/L的`条件下,废水的COD去除率为96.98%,Cu2+为99.91%,Ni2+为99.92%,处理水达到国家一级排放要求.同时依据GC/MS对X-GN降解最终产物的分析结果,推导出废水的基本降解机理和途径.作 者：铁柏清 钱湛 杨佘维 孙建 毛晓茜 彭娟莹 TIE Bo-qing QIAN Zhan YANG She-wei SUN Jian MAO Xiao-qian PENG Juan-ying 作者单位：湖南农业大学资源与环境学院,湖南,长沙,410128 期 刊：水处理技术 ISTICPKU Journal：TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT 年，卷(期)：2006, 32(9) 分类号：X703.1 关键词：铜镍废水 UV/Fe3+/H2O2 混凝
联合处理工艺 篇6
制革过程中会产生大量的污水,在许多地区,制革工业被限制,甚至被取缔。一些传统制革工业较发达的地区也仅允许进行复鞣、染整和后整饰工序的制革厂的存续。蓝湿革的湿加工过程依然会产生较大量的污水。由于复鞣中铬鞣剂的使用及湿处理工序中革内铬的释出,导致废水中含有一定浓度的铬,而且,在复鞣和染色等工序中一些大分子材料,特别是一些芳香族材料的使用,可能导致废水的可生化降解性差[1]。皮革染整废水具有以下特点:水质成分复杂,COD高;可能存在有毒有害物质多,特别是铬;BOD/COD值在0.05~0.2,生物难降解物质多,可生化降解性差;色度高。采用一般的生化处理方法处理这类废水,出水的污染物浓度稳定性差,很难稳定达标排放。因此,针对含铬的湿染整工序的废水,首先要进行除铬,对生化降解成分进行转化等预处理,再结合生化处理等方法才能确保废水稳定达标排放。
微电解法和Fenton法等高级氧化法是高浓度有机废水和难生化降解污水预处理的最有效的方法[2,3]。微电解法处理酸性废水时,铁电极本身及其所产生的[H]和Fe2+等均能与废水中的许多组分发生氧化还原反应,可使大分子和环状有机化合物转化为小分子物质,从而降低废水中的COD。当铁碳微电解法与Fenton氧化工艺组合时,Fenton试剂中的H2O2在Fe2+的催化下,释放出氧化性极强的·OH,·OH能将水中的有机物分子氧化分解成CO2和H2O等小分子物质,可降低水中的COD,同时生成的Fe(OH)3的絮凝作用可以进一步降低废水中的COD,两者联用能够相互弥补各自单独处理的不足,提高处理效率,并能降低污水处理成本[4]。微电解和Fenton法处理废水对COD的去除效果明显,改善水质的可生化降解性的效果突出,但单独使用处理成本较高[5],因此用高级氧化法联用处理制革废水,仅适用于水质的预处理,为后续的生化处理提供良好基础,完全达标排放依然要进一步生化处理。
基于上述分析,本研究以有机大分子物质(含苯环结构的合成鞣剂、线性树脂鞣剂)残留量较大,且含铬的皮革湿整饰工段综合废水为研究对象,采用碱沉淀法除铬、微电解法-Fenton法去除废水中的难生化降解的成分,再结合常用的生化处理的制革湿整饰废水综合处理工艺(见图1),重点研究了铬碱沉淀和微电解-Fenton法联合预处理方法的工艺条件及效果,为制革湿加工废水的高效处理和稳定达标排放提供新的方法。
1 试验
1.1 主要材料
湿整饰废水:取自某大型皮革厂湿整饰车间出水口,连续10d排放口取样的混合水。废水中的主要污染物指标值:COD 16 832mg/L,BOD 1845mg/L,Cr6+未检出,Cr3+85mg/L,p H值4.35。
颗粒铁碳填料:黑色扁椭圆形1cm×3cm,其中含铁量80%,含碳量15%,催化剂含量5%,孔隙率65%,比表面积1.2m2/g,比重1.1t/m2。
其它材料均为化学纯试剂。
1.2 试验方法
粗滤除去湿整饰废水中的碎皮屑等悬浮物。分别取1 000m L废水于2000m L干净烧杯中,用碱溶液调节废水的p H值至一定的值,搅拌均匀后静置,观察沉降速度。静置4h后离心、过滤,滤液(上清液)用于后续氧化处理,并测定上清液的p H值、Cr3+、Cr6+和总铬浓度,计算总铬去除率。
取2个2L烧杯制作简易的两级微电解槽。每个烧杯底部埋设曝气头,曝气头与曝气装置相连。选用椭圆型颗粒状铁碳填料,使用前用试验用废水冲洗填料若干次,除去填料中可能附着的油脂和铁锈,填料约填充至烧杯的2/3处。每级微电解反应时间为45min,曝气量为2L/min。一级微电解反应的初始p H值用酸调节为2.5,两级微电解反应结束后出水p H值约为5.0。取出两级微电解处理后的水样,用酸再次调节水样至一定的p H值后,加入适量的双氧水进行Fenton氧化反应,反应一定时间后,调节出水p H值至8.0~8.5,静置絮凝沉淀后,取上清液测定处理后废水中的COD和BOD值。
1.3 分析检测方法
废水中Cr3+和Cr6+的浓度按分光光度法测定[6];废水中的COD浓度按重铬酸盐法测定[6];废水中的BOD浓度按稀释与接种法测定[6]。
2 结果与讨论
2.1 废水中铬的碱沉淀去除效果
加碱沉淀法是处理含铬废液最常用的方法[7],常用的碱主要有Na OH和Ca(OH)2。加碱沉淀法工艺简单,技术成熟,其原理是加碱使p H值达到8.0~8.5,废液中的铬以Cr(OH)3形式沉淀,形成的糊状铬泥经板框压滤浓缩后,用酸溶解并调节碱度后可循环使用,滤出液做氧化预处理。
2.1.1 Na OH沉淀p H值对废液中铬去除率的影响
用Na OH溶液调节含铬湿整饰废水的p H至不同的值,沉淀物的沉降速度及废液中铬的去除率等见表1。
由表1可以看出:用氢氧化钠沉淀废液中的铬,p H值在8.5~9.0时,铬的去除率最高,达到99%以上,废液中铬浓度低于1mg/L,达到铬排放标准的要求。随p H值进一步增加,铬去除率下降,沉降速度变慢。
2.1.2 Ca(OH)2沉淀p H值对废液中铬去除率的影响
用石灰粉调节含铬湿整饰废水的p H至不同的值,沉淀物的沉降速度及废液中铬的去除率等见表2。
比较表1和表2可以看出:2种碱有近乎一致的铬去除率,在p H值8.5~9.0时铬的去除率最高。用氢氧化钙沉淀,上清液更清澈一些,但考虑到铬泥的再利用,不选用氢氧化钙作为碱沉淀剂。选用形成氢氧化钠作为碱沉淀剂,沉淀p H值为8.5。
2.2 微电解工艺条件的确定
铁碳微电解反应的最佳p H值在2~4[8]。试验中采用了两级微电解反应联用的方式处理水样。一级微电解反应的初始p H值用酸调节为2.5,一级处理后,出水p H值约为3.0~3.5,符合二级微电解反应的最佳p H条件,因此,不用再次调节二级微电解反应的初始p H值;曝气量为2L/min;每级微电解反应时间为45min。微电解法对除铬后的湿整饰废水的处理效果见表3。
表3表明:两级微电解反应后,废水水质发生明显变化,COD去除率达到40%,BOD/COD值达到0.30,废水的生化降解性得到明显改善,说明废水中的一些难生化降解的成分经微电解处理后转变成易生化降解的物质。处理后废水中没有检出六价铬,说明在该微电解处理条件下,废液中残留的少量Cr3+没有被氧化成Cr6+。
2.3 Fenton法工艺条件的确定
2.3.1 p H值对COD去除率的影响
水样取自两级微电解后的出水,调节水样的p H值至不同值,双氧水投加浓度为5m L/L,反应时间为90min。Fenton反应后,调节水的p H值至8.0~8.5,静置60min,进行絮凝沉淀后过滤,取滤液(上清液)测定其COD值。废液中COD的去除率随Fenton反应p H值的变化情况见图3。
由图3可知:Fenton反应的最佳p H值范围在3.0,在该p H值下,湿整饰废液中的COD去除率达到57.8%,过高或过低的p H值都不利于COD的去除。
2.3.2 反应时间对COD去除率的影响
取两级微电解后的出水,双氧水投加浓度为5m L/L,调节水样p H值为3.0,控制Fenton反应时间,反应后调节p H值至8.0~8.5,静置60min,进行絮凝沉淀后过滤,取滤液(上清液)测定其COD值,废液中COD的去除率随Fenton反应时间的变化情况见图4。
由图4可知:Fenton反应的最佳时间在75min时,废水中的COD去除率达到最大,达到约58%,再延长时间并不会提高COD去除率,考虑操作的可靠性,确定最佳反应时间在90min。
2.3.3 双氧水浓度对COD去除率的影响
水样取自两级微电解后的出水,调节废水p H值为3.0,变化双氧水投加量,反应时间为90min。反应后调节p H值至8.0~8.5,静置60min,进行絮凝沉淀后过滤,取滤液(上清液)测定其COD值,废液中COD的去除率随Fenton反应时间的变化情况,见图5。
由图5可知:当双氧水的浓度在5m L/L以下时,随双氧水浓度的增加,废液中的COD去除率几乎呈直线增加;之后,随着双氧水量的增加,COD去除率的增加并不明显;当双氧水浓度在15m L/L以上时,随浓度的增加,COD去除率略有降低。在5m L/L的双氧水浓度下,废水中的COD去除率可以达到58%,更值得注意的是,废水中COD/BOD的值升高到0.4以上,废水的可生化降解性能得到明显的改善。
2.4 微电解-Fenton联合工艺对废水的处理效果
在上述试验的最佳反应参数下进行试验,即两级微电解反应各45min,初始p H值2.5,曝气量2L/min;微电解后调节出水p H值为3.0后,进行Fenton氧化反应,反应时间为90min,双氧水投加浓度为5m L/L;Fenton氧化反应后调水样p H值为8.5左右进行絮凝沉淀,考察了铁碳微电解-Fenton组合工艺对铬鞣废水的预处理效果,结果见表4。
由表4可以看出:经过两级微电解反应后,废水的BOD/COD值由0.11升高到0.31,再经过Fenton氧化反应后,BOD/COD值进一步升高至0.48。微电解-Fenton组合工艺可以明显提高湿整饰废水的可生化降解性。其作用原理在于微电解反应使链状树脂分子断链,并随着水溶性铬的去除,降低了水体的生物毒性;随着芬顿反应的进行,羟基自由基的强烈氧化作用使中废水中部分难生物降解的芳香族等环状物质转变成易生物降解的成分,从而共同提高了废水中有机成分的可生化降解性。微电解-Fenton联合工艺能有效降低废水中的COD值,COD的去除率达到73%,同时联合工艺后期提高p H值的沉淀絮凝过程对铬有进一步的去除作用。
3 结论
采用碱沉淀法对湿整饰废水中的铬进行去除,得到的铬泥还可循环使用,碱沉淀絮凝铬去除率高,完全满足铬排放要求。铁碳微电解-Fenton氧化联合工艺的最佳反应参数为:两级微电解反应初始p H值2.5,曝气量2L/min,每级反应时间为45min;出水调p H值为3.0后,加入5m L/L的双氧水进行Fenton氧化反应,反应时间为90min;Fenton氧化反应后调水样p H值为8.0~8.5进行絮凝沉淀反应。在该最佳反应条件下,废水中的铬去除率大于99%,COD综合去除率最高达73%,BOD/COD值由0.11提高到0.48,明显提高了复鞣废水的可生物降解性,为后期的生化深度处理、稳定达标排放提供了适合的条件。
参考文献
[1]孙丹红,石碧.制革常用化工材料在活性污泥作用下的生物降解性.宁波:2005年全国皮革化学品学术交流会论文集[M],2005,10:43-57
[2]杨岳平,徐新华,刘传福.废水处理工程及实例分析[M],北京:化学工业出版社,2003:57
[3]李一兵,李静,王丽娟.Fenton法在废水处理过程中的研究现状与进展[J].河北工业大学成人教育学院学报,2008(3):48-51
[4]范树军,张焕彬,付建军.铁碳微电解/Fenton氧化预处理高浓度煤化工废水的研究[J],工业水处理,2010(8):93-95
[5]包木太,王娜,陈庆国,等.Fenton法的氧化机理及废水处理中的应用进展[J].化工进展[J],2008(5):660-664.
[6]GB 30486-2013制革及毛皮加工工业水污染排放标准[S]
[7]石碧,王学川.皮革清洁生产技术与原理[M].北京:化学工业出版社,2010:127-129
联合处理工艺 篇7
1 两种酸性气处理工艺流程对比
1.1 传统处理工艺简易流程
如上图所示, 传统酸性气尾气处理有三种工艺, 即来自硫回收装置上游低温甲醇洗热再生系统的富硫酸性气 (H2S含量约25%v) , 在燃烧炉内进行燃烧反应 (H2S+3/2 O2→SO2+H2O) , 控制氧气和H2S的配比使得出燃烧炉工艺气中H2S与S O2比例为2:1, 出燃烧炉工艺气进入克劳斯反应器进行克劳斯反应 (2 H2S+SO2→3S+2H2O) , 单质硫冷却分离作为产品送出硫回收装置, (传统工艺一) 反应后含少量H2S和S O2的工艺气经过焚烧后高空排放, 尾气SO2含量<8000 m g/N m3; (传统工艺二) 或反应后含少量H2S和SO2的工艺气经过超级和超优克劳斯进行反应回收单质硫后, 尾气经过焚烧后高空排放, 尾气SO2含量<2800 mg/Nm3; (传统工艺三) 或反应后含少量H2S和SO2的工艺气加氢后通过加氢反应, 将SO2和少量有机硫全部转化为H2S, 加氢后的工艺气进入胺洗脱硫单元吸收H2S, 被吸收的H2S通过蒸汽热再生释放, 再生的H2S经在线加热炉升温或低温斯科特技术返回至克劳斯反应, 从胺洗塔顶部排放的含有少量残余的H2S经焚烧以后转化为SO2排放至大气, 尾气SO2含量<960 mg/Nm3。
由于传统工艺一的硫回收效率 (98%) 与传统工艺二的硫回收效率 (99.5%) 很难在生产中满足排放标准。目前, 新建硫回收装置大多采用传统方案三, 基本可以达到硫回收效率99.9%, 能够满足尾气SO2含量<960mg/Nm3的排放要求。传统工艺方案三从理论上可以满足更低标准的排放要求, 但其实现可能需要基于大幅资金投入。
1.2 零排放处理工艺简易流程 (图2)
煤化工项目大多采用低温甲醇洗处理合成气中的酸性气体 (H2S、C O2) , 将硫回收装置和低温甲醇洗装置进行集成为硫零排放提供了可能。硫零排放工艺方案如上图所示, 与传统酸性气尾气处理工艺相比, 不同点是克劳斯反应后含少量H2S和SO2的工艺气进入加氢反应后通过加氢反应, 将SO2和少量有机硫全部转化为H2S, 经激冷后通过鼓风机增压后送至低温甲醇洗低压闪蒸系统, 经低压闪蒸塔顶喷淋的无硫甲醇吸收H2S后, 循环再生进入克劳斯装置, 可完全达到硫化物的零排放标准。但是零排放处理工艺加氢转化尾气中未完全转化的SO2组分会与低温甲醇洗系统组分H2S反应生产单质硫, 降低低温甲醇洗装置贫 (精) 甲醇品质, 因此控制进入低温甲醇洗尾气中SO2含量是本工艺技术的关键。
酸性气零排放处理工艺流程简短、含有设备数量少、硫回收效率基本达到100%。
2 两种处理工艺技术经济对比分析
2.1 硫回收装置投资及三废对比分析
从硫回收装置本身投资分析, 采用零排放处理工艺设备数量远远低于传统工艺, 大大节省了装置设备投资。从操作费用对比分析, 采用传统处理工艺不但消耗蒸汽、胺溶液, 尾气经焚烧需要配比燃烧消耗大量燃料气 (或天然气) , 增加装置操作费用。从三废排放对比分析, 采用零排放处理工艺无废水、废气等三废排放。因此, 零排放处理工艺各项指标都优于传统处理工艺。具体对比分析见表1。
2.2 增加硫回收上游低温甲醇洗装置的投资及三废排放影响的对比分析
采用酸性气零排放工艺, 由于入塔的气量增大, 因此会造成低温甲醇洗再生塔 (低压闪蒸) 设备设计尺寸有所增加, 同时为了保证低温甲醇洗再生塔 (低压闪蒸) 进气不含水和冷量补偿, 需额外增加一台分离罐和换热器, 但是由于酸性气经克劳斯反应后剩余H2S及部分惰性组分 (C O2、N2) 流量很低, 不会对原有设备投资造成过大影响, 只需增加额外设备及扩增部分现有设备的能力即可。具体对比分析见表2。
3 两种处理工艺技术风险对比
目前, 国内已有超过40套传统酸性气处理工艺, 且技术成熟可靠, 但是只有南京惠生一家采用酸性气零排放处理工艺方案的设计。因此, 从使用业绩和技术成熟角度而言, 传统处理工艺优于零排放处理工艺。两种处理工艺技术风险对比分析见表3。
4 结论和建议
联合站工艺流程探讨 篇8
随着我国社会经济的快速发展, 能源资源对社会经济发展的作用越来越重要, 但是就石油和天然气资源来说我国并不是一个储量丰富的国家, 面对这样严峻的石油开发形势, 从石油开采关键环节——联合站着手, 优化联合站工艺提高石油开采效率是有效的解决办法。
一、联合站优化的意义
随着我国各大油田的开发活动都进入后期, 油田开发过程中的含水量开始急剧上升, 原油开采量开始逐渐减少, 对石油处理工艺的要求也开始逐渐提高, 石油开采的整体效率严重下降。在原油集输过程中降低能源的消耗提高联合站运行的效率, 是油田企业现阶段关注的主要问题, 面临的最大挑战。首先, 作为油田关键部分的联合站本身是一个高耗能系统。
1. 解决电能消耗问题
油田开采活动中的联合站实际上是泵站的一种高级形式, 其本身还保留着泵站的基本特点, 在联合站中运行的电气设备功率都极大, 而且因为油田生产的需要, 这些设备的一般都是二十四小时不间断运行的, 这种大功率设备的长时间运行本身的耗能就极为庞大, 加上一些联合站因为运行时间过长导致的系统老化, 电力的消耗情况就更为严重了。
在联合站的集输优化活动中, 可以通过引进先进技术和应用高效率设备的方法, 提高联合站运行效率的同时, 大大降低联合站的电能消耗。使整个油田系统的能源消耗降低, 效率提高。
2. 解决天然气消耗问题
在联合站的运行过程中, 因为有对原油进行加温的环节, 所以联合站中存在着以天然气为燃料的锅炉和加热炉, 这些设备在运行过程中会消耗大量的天然气, 同时因为联合站中锅炉设备的老化, 这些加温设备的燃烧效率始终角度, 造成了严重的天然气资源浪费。
在联合站集输优化活动中, 可以通过联合站内工作流程的优化改造, 减少天然气的消耗量, 进而提高联合站的工作效率。
二、如何提高油气技术效率
1. 简化油气处理工艺流程
在联合站的集输优化活动中实施区域优化, 采取集中处理的方式, 简化油气集输的的工艺流程是根本性的方法, 在优化活动中严格遵守联合站设计的处理目标, 并积极的以石油开采系统未来发展的趋势相适应。构建区域化的油气联合站, 将一定区域内部的原油都集中到一个联合站中进行统一处理, 这样的区域化处理方式, 能够最大化的利用联合站中的资源, 同时也能够关闭多余的联合站以降低能耗成本, 并将节约出来的资金用于区域联合站的优化升级。
2. 利用节能设备, 提高运行效率
节能减排是当前社会经济发展的主要趋势, 在联合站的集输优化活动中, 节能也是一个必须考虑的问题, 所以在联合站的技术优化活动中, 要坚持站在节能减排的角度, 对联合站中的重要设备进行节能减排改进, 针对联合站运行活动中暴露出的突出问题, 进行技术设备的升级, 技术参数的改进。
三、改造后的联合站工艺流程
1. 原油处理主要流程:
分站来油——进站阀组——加药——螺旋板换热器——四相分离器——浮头换热器——螺旋板换热器——原稳塔——浮头换热器—— (原油储罐)
原油储罐——外输
2. 主要处理工艺:
分站来油汇集到进站阀组, 原油经阀组汇管加药后至螺旋板换热器 (五台) 换热, , 换热器的热介质为饱和蒸汽, 压力为1.25MPa, 温度为200度 (换热面积为60m2) 。原油在换热器内的初步压力为0.35MPa, 换热后温度达到55度左右, 然后进入分离器 (五台) 进行油气水及泥沙的分离。分离器的基本工作压力为0.35MPa左右, 温度为55度左右, 处理液量为1500m2/d, 初步处理过的原油经浮头换热器 (三台) 进一步换热 (管层) , 换热后的温度为93度左右 (换热器换热面积为800m2) 然后进入螺旋板换热器 (两台) 进行换热, 换热后的温度为120度左右 (换热面积为120m2) , 经原稳塔进行原油稳定 (脱出轻烃) 进入浮头换热器 (壳层) 后温度降至70-90度后进入外输管线经外输泵外输也可进入原油储罐。原油也可经分离器油气水分离后直接进罐然后合格的原油外输。
四、效益对比分析
联合站经过系统科学的工艺流程改造后, 相对于传统的联合站工艺流程新工艺流程环节大大减少, 让原有的川梨过程变得更加简便。同时由于这些处理环节的减少, 联合站中很多高耗能的设备项目得以剪除, 这种工艺环节上的改进创新, 不仅让石油加工活动的质量极大的提升了, 同时也精简了联合站的工艺设备需求, 大量的高耗能设备得以从联合站中剪除, 让联合站的运作重现活力, 同时现存设备的数量也极大的降低了, 这种工艺环节和机械设备数量的降低都能够极大的减少联合站运行活动中的能源消耗, 提高联合站运行的效率。
五、结语
面对我国当前严峻的能源供应形势, 进行石油开采系统降低能耗、提高效率的改造进行一种必然, 作为石油开采系统中重要的组成部分, 联合站的能源消耗和运行效率对石油开采系统的影响是巨大的, 所以在石油开采系统的升级改造过程中优先对联合站进行工艺流程优化, 无疑是正确的选择。
摘要：联合站是油气集输系统的重要组成部分, 也是油田生产活动中的重要环节。联合站的技术水平和工作效率将直接影响到油田生产的成本, 尤其是随着我国油田的大规模开发, 我国的油田大部分已经进入开采后期, 开采的难度在逐渐的增大, 在这种严峻的形势下, 优化、改进联合站的设计运行, 会有良好的经济、社会效益。
关键词：联合站,工艺,效率
参考文献
[1]姜海涛.油田采油联合站监控系统的设计与实现[D].北京邮电大学, 2011.
[2]徐菁.油田集输联合站可靠性的模糊综合评价研究[D].西安石油大学, 2013.
联合处理工艺 篇9
关键词：盐湖卤水,硼酸,酸化-萃取,异辛醇
硼资源的开发利用对于现代工业的发展具有越来越重要的作用。我国硼资源比较匮乏,仅占世界资源量的11.7%[1]。现行硼行业的主要原料为硼镁石,仅占硼储量的9%;较难开发利用的复杂硼矿约占硼矿石总储量的50%;交通不便,利用较少约占硼矿储量40%的是分布在青藏高原的盐湖硼矿资源。本世纪初我国工业生产使用的硼资源——硼镁石将面临枯竭。开展难处理复杂硼矿和盐湖硼矿资源提取的方法研究是当务之急,尤其是需寻求适宜工艺进行卤水硼资源提取试验研究[2]。目前,从卤水中提硼的方法有:酸化法[3],硼酸盐沉淀法[4],离子交换法[5],溶剂萃取法[6]等。由于溶剂萃取法具有选择性好、杂质分离彻底、硼回收率高等优点,在以后的盐湖卤水提硼中将有广阔的应用前景,该法与其它方法如酸化法等结合,有望在盐湖卤水提硼中实现工业化。所以,本文将主要探索酸化-萃取联合工艺在盐湖卤水提硼中的应用。
1 实 验
1.1 试 剂
萃取剂异辛醇为化学纯;稀释剂为航空煤油;盐田老卤为青海西台吉乃尔盐湖盐田脱钾后的母液,其物性见表1。
1.2 实验方法
酸化:向盐田老卤中加入一定量的盐酸,搅拌,过滤,分别测定滤液和滤饼中的硼酸含量。
萃取:准确移取一定量的酸化老卤与有机相,将两者按一定比例置于分液漏斗中,振荡5 min,静置一定时间,待两相分层清晰后,取样进行分析。
1.3 分析方法
采用EDTA络合滴定镁;采用甘露醇法滴定硼酸。
2 结果与讨论
2.1 酸化提硼时pH值的影响
酸化提硼阶段盐酸加入量的不同会造成提硼后酸化老卤中的B2O3含量的不同,通过改变盐酸的加入量,考察不同盐酸加入量下溶液pH值对酸化老卤中B2O3含量的影响,见表2。
酸化提硼阶段除去的硼酸越多,对后段溶剂萃取提硼越有利。由表2可知,当pH值为2.4时,酸化老卤中B2O3含量最低,仅为8.14 g·L-1,硼酸收率为70.25%,由此可以确定酸化提硼阶段,盐酸的加入量以调节溶液pH值至2～3之间最为合适。
2.2 萃取剂浓度的影响
萃取剂与稀释剂的不用配比,即萃取有机相中异辛醇的浓度(以cv表示,体积分数)会对萃取结果产生很大影响。图1、图2分别给出了异辛醇浓度与硼酸萃取分配系数和萃取率的关系。
由图1～图2可知,分配系数和萃取率都随着异辛醇浓度的提高而提高,当cv=0.5时达到最大值,而当cv≥0.5时,由于萃取剂体积分数较大,因其粘度较大[7],萃取效果反而有所下降。由此可以确定用异辛醇和航空煤油的混合溶剂萃取硼酸时,最佳的有机相配比是体积比1:1。
2.3 饱和萃取容量的确定
将酸化老卤与萃取剂依次放入分液漏斗中。振荡使之反应至平衡,在一级萃取结束后,静止分层,取下层卤水,由甘露醇法测出萃取后卤水中的含硼量(以B2O3计),并由公式计算出负载有机相中的含硼量。将两相分离完全,有机相仍保留于分液漏斗中,重复上述操作,如此反复,直至萃取后卤水中的含硼量不再变化为止,此时有机相中的硼含量达到最大值。计算各次进入有机相中的硼酸量之和,即可得到该萃取剂在此条件下对硼酸的饱和萃取容量。根据数据作萃取次数-负载有机相含硼量曲线,如图3所示。
在第六次和第七次试验后,有机相中硼的含量不再发生变化,可以认为已经达到了混合溶剂的饱和萃取容量。由图上可以读出,由异辛醇和航空煤油组成的混合溶剂,在高氯化镁强酸性条件下对硼酸的饱和萃取容量为15.6 g·L-1(以B2O3计)。
2.4 萃取相比的确定
酸化提硼后的老卤中硼酸的含量(以B2O3计)约为8 g·L-1,而有机相中硼酸的饱和容量大约为16 g·L-1。为了能将老卤中的硼酸萃取完全,同时又使萃取有机相中硼酸含量尽量接近饱和,即达到有机相的饱和萃取容量,由此可以初步计算萃取时最小相比为O/A=0.5。
2.5 液液萃取相平衡数据的测定
老卤是硼酸水溶液的一种特殊形式,其所涉及的组分较复杂,除硼酸外,还含有大量的MgCl2、SO
在萃取过程中液液平衡多用分配曲线来表示,即将组分硼酸在液液平衡两相中的组成x、y之间的关系在直角坐标中表示。图4表示出了20 ℃时该萃取体系的分配曲线。
2.6 萃取级数的确定
按照相比O/A=0.5进行了多级萃取实验,萃取级数对萃取率的影响见表3。
由表3可知,在相比O/A=0.5时经过7级萃取后,萃取率高达99.95%,萃余液中硼酸的含量仅为27 mg·L-1。
3 结 论
(1)经过酸化-萃取联合工艺提硼后,萃余液中硼酸含量仅为27 mg·L-1,原料中硼酸的回收率可以达到99%以上。
(2)酸化提硼阶段盐酸加入量以调节溶液pH值为2～3之间最佳。
(3)溶剂萃取阶段萃取剂采用异辛醇和航空煤油的混合溶剂,最佳配比为体积比1:1。
(4)确定萃取时相比为O/A=0.5,萃取级数为7级。
参考文献
[1]张金才,王敏.盐湖卤水提硼方法的研究概述[J].化工矿物与加工,2005(5):5-7.
[2]杨卉芃,李琦,王秋霞,等.从卤水中回收硼的试验研究[J].矿产保护与利用,2002,8(4):39-42.
[3]李海民,程怀德,张全有.卤水资源开发利用技术述评(续完)[J].盐湖研究,2004(1):62-72.
[4]唐明林,邓天龙,廖梦霞.沉淀法从盐后母液中提取硼酸的研究[J].海湖盐化工,1993(5):17-l9.
[5]王路明.人工合成氧化镁的精制与提纯[J].海湖盐与化工,2000(4):32-34.
[6]唐明林,邓天龙,杨建元,等.A1416从选硼后母液中萃取硼酸研究[J].盐湖研究,1994(1):63-66.
污水处理厂的污泥处理工艺研究 篇10
关键词：污水处理厂,污泥处理,工艺,研究
近年来,随着我国各地污水处理厂陆续建立,污水处理率逐步提高,产生的污泥也日益增多,对周边环境造成二次污染的危险性也日益增大,因此,污泥处置的重要性日益突出。国家环保总局发布的GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》于2003年7月1日开始实施,该标准特别增加了污泥控制标准方面的内容。有专家认为,目前迫切需要制定和完善配套系列标准,需要细致研究污泥处理及相应的安全性问题等。本文将以此为出发点,初步探讨污泥处理过程中出现的问题和解决方案。
1 污泥的类型
对污水处理过程中产生的剩余物必须进行妥善地处理和处置,而大部分剩余物是由不同类型的污泥所构成。为了便于后文说明,我们需要先对污泥进行分类。
人们根据污泥的处理状况和来源,将其划分为以下类型:①原污泥,即未经处理的污泥;②初级污泥,即污水一级处理过程中产生的污泥(机械处理阶段);③二级污泥,即剩余污泥,产生于污水二级处理过程(生物处理阶段);④三级污泥,即产生于污水三级处理过程(化学-物理处理阶段),一般为投加药剂后的沉淀物(如投加金属盐使磷酸盐沉淀);⑤稳定污泥,即污泥经处理后,其生物和化学性质达到稳定状态。依据处理的方法人们将其划分为好氧稳定污泥、厌氧稳定污泥、化学稳定污泥和热处理稳定污泥。
2 污泥处理的主要目的及处理方法
对处理后的污泥必须采用一定的方法进行处置或利用。任何一种处置方法的选择都应建立在对污泥处理的特殊要求上,更确切地说,必须建立在对污泥处理的实用、先进技术上。污泥处理的首要目标是,处理后的污泥不会对人们的生活环境产生二次污染。对污泥处理的目标一般被概括为:①保持污泥的稳定性和尽量减少最终处置时对环境的影响(如气味、排放、生化反应);②缩小体积;③减少或杀死致病微生物(农用时推荐考虑,并非在法律上有明确规定);④达到填埋要求。
在策划具体项目时,对于如何选择以上污泥处理的目标,应依据污泥的特性、政策要求和现场实际情况选择不同的答案。
污泥处理包括许多工艺步骤,其具体组合和变化依据污泥的化学、物理和生物特性,以及处理的目标进行。通常采用的工艺方法(污泥处理的基本方法)有:①污泥稳定,包括生物稳定(好氧或厌氧)和化学及物理稳定(石灰处理、湿氧化);②污泥固液分离,包括污泥浓缩、污泥脱水、污泥干燥、污泥焚烧等。
其中,污泥焚烧是最彻底的、稳定的处理方式。以上这些单一步骤可以有多种多样的不同组合,在这些组合中有些工艺可重复出现,但也可完全不采用。
3 污泥的稳定
在污泥处理过程中,污泥稳定效果是污泥处理全过程成功的基础。污泥稳定的效果会直接影响污泥处理的经济性和要求达到的结果。
污泥稳定的主要目的:将易分解的有机物转化为难降解的稳定状态,使产生气味物质和其他不良副作用(即二次效应)在以后的处理步骤中尽量减少或避免。除此之外,稳定后的污泥要易于脱水,最大限度地缩小体积和减少致病物质的含量。
4 污泥固液分离
从经济和工艺技术角度考虑,污泥固液分离是必须的,也是污泥处理的一个重要步骤。
通过脱除污泥中所含的一部分水分,即液体与固体分离的过程,可使污泥固体物质浓缩从而减少容积。污泥中所含的水分并不是同一种类型,而是因其与固体物质结合的方式和结合力不同而大有区别。
其中,最大一部分含量的水分是由中间水和空隙水构成,与固体物质没有直接结合。其他污泥水分与固体的结合,从黏着水到吸附水,其属性为不同分子间的引力到真正的化学分子结构。为中和不同固液结合力并释放水分,需要从中间水、空隙水到内部水不断增加能耗。对中间水和空隙水,通过地球重力场的作用就可以排除(浓缩);而黏附水、附着水和毛细水的排除则必须借助机械力(利用压力,如使用带式压滤机;利用人造加强重力场,如使用离心脱水机);吸附水和润湿水则只有通过加热排除;细胞内部水则只有通过破坏其细胞壁来排出(如高温加热;也可用生物工艺,如污泥稳定)。
4.1 浓缩
污泥浓缩可以采用重力方式(利用重力作用),也可以采用机械方式进行。
4.1.1 重力浓缩
采用重力浓缩方式时,污泥中的固体物质通过沉淀,并在重力作用下浓缩。浓缩与沉淀方法原理相似,但需要注意的是,不同的污泥含固量会导致浓缩池中与沉淀池中产生不同的物理过程。
污泥液面的高度在很大程度对压缩力的提高有着直接影响,而压力的提高又直接影响固体物质含量。
静态重力浓缩池的设计主要取决于污泥停留时间。因为有机固体物质的生物分解程度与时间相关,而存放时间过长,原污泥会发酵,且含NO3-N的剩余污泥也会产生“自发的反硝化”作用而产生细微气泡,这些气泡的浮力(上升力)将对压缩力产生反作用力。初沉污泥和剩余污泥,在酸发酵时其颗粒结构会受到不良改变,污泥层被密闭,使得中间水难以释放和上升。因此,污泥在浓缩池中允许停留的最长时间,应比生物过程开始对浓缩过程起负面作用的时间短。对于城市污水原污泥选择浓缩时间最长可以为3d。通常,原污泥在预浓缩池中的设计停留时间应不超过1～2 d (特别是在夏季)。
循流重力浓缩池的设计取决于表面负荷BA (kg DS/m2×d)。对于前述3组污泥推荐应用下列表面负荷:第一组可以良好脱水污泥:BA=100kg DS (m2×d);第二组可以中度脱水污泥:BA=50～80 kg DS (m2×d);第三组难以脱水污泥:BA=20～50kg DS (m2×d)。
对于可以达到的固体浓缩(不经调理)程度,可根据表1,以一般经验值为出发点估算。
对于难以浓缩和易产生气泡的污泥,推荐使用栅栏式刮拌机处理,以便释放浓缩区的气泡并解决污泥水分向上排放的问题。
4.1.2 机械浓缩
近年来,机械浓缩工艺被越来越多地应用,特别是用于对剩余污泥的浓缩。如今,它已作为推广技术得到广泛认可。机械浓缩工艺可以确保含固率达到DS≌5%～8%。通常采用可以良好浓缩的初沉污泥与细絮状的、不易浓缩的剩余污泥共同进行重力浓缩的方式,总含固率仅达到3%～5%DS。而单独的初沉污泥重力浓缩并采用机械浓缩处理剩余污泥则总含固率可达到5%～8%。
实际应用中经常采用以下机械进行机械浓缩:①离心机(有专用于剩余污泥浓缩的特殊离心浓缩机);②滤网转筒式浓缩机;③带式过滤浓缩机。
离心机通过离心力将固体与液体分离,并且运行时可以使用,也可以不使用絮凝剂,而不像滤网转筒和带式过滤机器,必须使用絮凝剂。重力过滤机器(滤网转筒和带式过滤机)的运行基础首先是混合污泥或者剩余污泥在絮凝剂的作用下产生大的絮状物,其结固时释放出的大量水(中间水)通过缓慢旋转的滤网转筒或是循环运行的滤带,在重力的作用下排出。通过浓泥团在旋转滤网转筒后部分的翻转挤压作用,或者通过在滤带后部加负压作用,产生后浓缩并增加浓缩效果,因此,这2种机器最终输出污泥含固率可以达到5%～8%DS,离心机的浓缩结果在同样的数量级。
机器的设计数据和大小取决于污泥的处理量(进泥量/h)、进泥含固率和要求达到的出泥含固率。由于污泥,特别是剩余污泥的成分和特性差别很大,对应使用机器的大小及其最佳的运行方式应该通过试验来确定。
机械浓缩系统的能耗取决于浓缩机和必要的辅助设施(絮凝剂调配装置、泵、开关柜等)的具体设计。初步设计时可以采用下述中间值:①离心机:1.0 kW·h/m3污泥;②滤网转筒/带式过滤机:0.2kW·h/m3污泥。
在评价机械工作效率及污水处理厂生物水处理系统的回流负荷中,分离系数是一个重要因素。通常添加充足絮凝剂能够保证很高的分离系数(≥95%～99%),因而如滤网转筒中产生的滤液可以用作滤网冲洗水回用。离心机在不添加絮凝剂的情况下,分离系数一般可以达到70%～90%。
4.2 污泥调和
几乎所有污泥机械浓缩和脱水方法都需要在处理前对污泥进行调和,因为只有这样才能保证运行和获得良好的处理效果。通过调和使固体颗粒物质水结合力减弱,同时使污泥结构达到均相。污泥调和可以通过改变粒晶结构(如投加粉尘、锯末等)、改变化学性质(投加铁盐、石灰、聚合物),或改变污泥的物质状态(加热或冷却)从而达到絮凝和破坏水的结合力要求,使污泥更容易释放水分。目前,污泥调和多采用化学方式,其投加药剂一般为无机及有机药剂,下面给出有关解释。
目前,有机调和剂中大多采用被称为絮凝剂的高聚合合成电解质,它具有可自动加药、高分离系数、小的添加量等优点,且能保证污泥机械浓缩,污泥脱水效果较好。
无机化学药剂一般为二价及三价铁盐或铝盐化合物与熟石灰共同使用,它一般用于板框式压滤机的污泥脱水。通过投加铁盐(氯化铁、硫化铁)形成带正电荷的氢氧化铁复合物,与表面带负电荷的污泥颗粒物质中和,从而达到污泥的絮凝效果。通过投加金属盐类对大部分污泥并不能完全达到过滤需要的调和效果,而需另外投加石灰浆[浆状Ca(OH)2]才能达到该效果。
4.3 污泥脱水
污泥脱水可以采用自然或机械方法,主要依据污泥脱水的目的(如满足填埋要求)、运输距离及条件和污泥量的多少选择这2种方法中的一种。
4.3.1 污泥自然脱水
只要场地条件允许,特别是小型污水处理厂,可采用费用较低的污泥干化床技术脱水。但是,如果打算采用污泥自然脱水方法,从清洁和卫生的角度考虑,必须事先对污泥进行足够的稳定处理。
将要脱水的污泥,层层均匀分布在20～40 cm厚的砂砾过滤层上,重力排除的渗沥液由集水管收集并通过排水管输送到污水处理厂进口。在我国气候条件下,蒸发所占比例南北方差距很大,因此,“干化床”这个名称在这种条件下会引起误解。
通常情况下,单位面积的污泥脱水量为1.0～2.0 m3污泥/m2年,即100～150 kg DS/m2年。污泥干化床通常需要数周或数月清理1次。
污泥贮存场与污泥干化床构造相类似,但泥层厚度更高(1～3 m),只需每1～3年清除1次。
4.3.2 污泥脱水机械方法
采用机械方法(静力或动力型)进行污泥脱水仅需要很小的空间和很短的时间。同时,最终固体含量一般可达DS=20%～50%,从而满足填埋的要求。污泥脱水效率与投入的能源量及所添加的污泥调理药剂有一定关系。
静力机械脱水方法包括负压(抽吸)和加压过滤装置脱水法,如:真空吸滤机、带式压滤机、板框压滤机等的脱水法。其中,真空滤机在污泥处理中几乎不再被采用。
目前,连续性工作的现有各种结构形式的带式压滤机(BFP)在静力污泥脱水方法中占有重要地位。带式压滤机良好运行的前提是污泥进行充分的预脱水(浓缩)而形成糊状,使它不能从滤带边上流出。预脱水通过自由过滤区的重力过滤作用实现,其中“自由过滤”所用装置一般是滤筒或者滤带,它们也是单独机械污泥浓缩所采用的装置。
在压力区逐渐增加浓缩后污泥上的压力,通过滤带缠绕大直径轧辊运行。在碾压、搓压区,污泥最后被辗转和搓揉压实,使污泥层中的封闭水也通过滤带被挤压排出而达到高脱水效率。滤液将被重新送入污水处理厂处理。
在进泥浓度为3%～8%DS时,滤带表面污泥负荷约为40 kg DS/m·h。絮凝剂耗量约为3～5gPE/kg DS。带式压滤机能耗约为0.5 kW·h/m3污泥(包括冲洗水泵)。单台机械的工作能力约为10～50 m3/h;脱水后最终的固体含量可达20%～30%DS。
间歇工作式的、同样基于静力脱水方法的板框压滤机由于其可以实现很高的脱水污泥饼含固率也常常被采用。
板框式压滤机是由一组矩形滤板构成,其间形成一系列封闭室。通过中心进泥管在10～20 bar压力下将调理后的污泥送入每个封闭室。衬有特殊滤布的压力滤板内布置有排水槽,滤液可通过排水槽被排走。在封闭室内滤饼缓慢形成,直到每一封闭室完全被充满。清除时,过滤板相互分开,滤饼脱落,清澈的滤液通过滤板底边上的镗孔被排走。一次装载过程(过滤过程)约需1～4h。
板框压滤机滤板表面负荷约为每滤程10～20 kg DS/m2。相对于带式压滤机,板框压滤机需要大量的石灰和氯化铁作为污泥调理药剂。例如,进泥固体含量为DS=4%,则每立方米污泥约需15 kg石灰和5 kg浓度为40%的氯化铁,也就是说泥饼中约1/3的固体物来自调理剂。出料中约45%DS,其污泥脱水的结果与纯固体含量30%DS相同。污泥调理采用聚合电解质絮凝剂可以解决这个问题,但技术上还未成熟。板框机能耗约为2.0 kW·h/m3污泥,同时,板框机比其他脱水工艺投资费用高。其另外的缺点是不连续和不灵活的工作方式,致使管理费用很高。
连续工作方式的离心脱水机脱水法属于动力脱水方法,也经常被采用。
离心机旋转转速(n1=1 500～4 000转/分钟)产生相当于地球引力上千倍以上的人工重力场,使由电解质调理的污泥颗粒在分离区沉淀。在相同方向上旋转,转速稍低(或稍高,比如转速差n2=n1-20)的螺旋运料器将沉淀物输送到脱水区,并通过卸料口排出。澄清的离心液通过圆筒一边顶部的可调堰板排出。通过投加电解质絮凝剂可产生很干净的析出液,其泥水分离度(固体捕获率)可达90%以上,但析出液质量明显不如前述的其他2种方式。
处理能力根据机型大小可达1～120 m3/h,且受进泥含固率影响小,而主要与进泥固体负荷(kg DS/h)有关。其最终固体含量可达30%左右。当投加絮凝剂时,其固体捕获率可达90%左右,药耗量为3～6 g PE/kg DS,能耗约为2.0 kW·h/m3污泥。
离心机可以全自动运行,且对其的管理与清洗比较容易,体积较小。缺点是能耗高,噪声大,固体捕获率低。
4.4 污泥干燥
当要求固体含量达到50%以上时,没有任何机械脱水方法可以保证达到这一要求。这时必须采用热力干燥处理方式。污泥干燥装置有不同的种类,根据热源输入的方式分为对流干燥、接触干燥、真空干燥、蒸发干燥等。
所有热力干燥系统的共同特点是其购置和运行费用很高。为此,在热力干燥前应尽量取得好的机械预脱水效果。
本文仅列举转筒式干燥装置(对流干燥)示例:脱水后含固率25%～35%DS的污泥在特殊的输送和混合设备中与回流干燥污泥混合以达到约50%含固率,并通过烟气带入转筒中。经转筒的旋转,干燥污泥颗粒被进一步不停翻转。
热烟气流是由燃油或在燃气装置内产生。在旋转筒内污泥被逐渐烘干。一般情况下,烘干过程分3个区域:在第一区加热到95℃,在第二区通过水分蒸发使含固率达90%DS以上,在中和区干燥物质再停留几分钟,然后通过一个分离器将颗粒状干燥污泥与混合废气(含饱和蒸汽的热气流)分离。
混合废气在一个特制的废气净化装置中被清洗冷却并排除其所含灰尘和异味后排入大气中。在冷却时,所回收的余热可用于房屋暖气或者用于加热进入燃烧装置的空气。
4.5 污泥焚烧
焚烧是最彻底的稳定手段,它可使污泥中所含的有机物几乎完全被氧化及矿化。进行自燃焚烧的前提是,污泥必须先充分脱水或干燥。
焚烧工艺基本采用下述系统:多层床焚化炉、多阶涡流炉、转筒式焚化炉、流化床焚化炉。
对于污水处理厂污泥的焚烧,多层床焚化炉和流化床焚化炉工艺多被成功应用。
5 污泥的利用和最终处置
由于人们对自然水体清洁程度的要求不断提高,故需增加污水处理厂的建设,由此产生的污泥将越来越多,必须予以合理利用或者合理处置。
有关污水处理厂污泥最终处置可行方式的讨论,在很大程度上由国家相关法律、法规所决定,其优先原则顺序是“避免→利用→处置”。
关于污水处理厂污泥的最终处置,目前有以下几种可行的方法。按处理和处置成本进行排序,同时考虑其全部处理过程符合最终处置的条件,从优排序如下:
(1)农用。包括用于花卉、绿化、田地(堆肥或干化后制作有机肥出售)。
(2)热能利用。给焚烧炉或联合发电装置焚烧,灰渣被填埋。
(3)用作建材。干化后用于烧制建筑材料,有机质被热能利用,无机质成为基材,可以部分代替黄土制砖。
(4)填埋。未加任何利用,干化减量后或未进行处理直接被填埋。
污水处理厂污泥如果由于其有害物质超标或者缺少其他处置方法的可能性而只能被填埋时,其含水率十分重要,因为过高的含水率会危及填埋场的稳定性和其压实机械的可通行性。由于以上原因,污水处理厂污泥至少必须是压实状态,脱水至少达到含固率35%。
与填埋焚烧处置相比,从环境政策上看,污泥应用于农业领域是应受鼓励的,但也不是没有争议的:一方面,污泥中含有丰富的营养物质(如氮、磷),可以作为廉价的肥料和土壤改良物质;另一方面,污泥可能含有有害物质(如重金属、有机有害物质——多氯联苯、聚合有机卤素、聚氯二恶英/聚氯呋喃等),也可能有传染流行病的危险。
目前,还没有经济上合理的可行方式,可将全部有害物质从污水处理厂污泥中分离。然而,通过确定界限值,以及加强对商业和工业间接排放者的控制和强化咨询措施,近几年,许多城市污水处理厂中,污水污泥中有害物质的含量已经大大降低。
参考文献
[1]北京市政工程设计研究院.给水排水设计手册(第5册):城镇排水[M].第2版.北京:中国建筑工业出版社,2000.
