固体悬浮物含量（精选3篇）
固体悬浮物含量 篇1
摘要：在分析含油污水中的悬浮固体含量时,因为现场注入系统是密闭系统,在不去除曝氧因素的情况下,采用SY/T 5329-94《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》不能准确反映出悬浮固体含量的真实数据。提出了添加铁离子稳定剂的建议,针对加热方式和滤膜的选择,根据实验数据给出了合理的解释与做法,使悬浮固体含量的测定更加符合现场实际,从而使测试数据对于污水处理系统和注入系统更加具有指导意义。
关键词：含油污水,悬浮固体含量,滤膜,铁离子稳定剂
胜利油田胜坨油田开发后期,随着含水的不断升高,油田开采难度越来越大,使用的入井液越来越多,污水处理的数量和难度越来越大,在水质净化和水质稳定处理过程中需要加入各种类型的处理药剂,造成含油污水水质成分复杂,尤其水中总铁(主要是二价铁)含量升高时,对悬浮固体含量的影响更大,因此对于这类污水在悬浮固体测定时采用常规的分析方法不能反应真实的现场现状,本文结合现场实际,通过大量的试验,对加热方式、滤膜选择及铁离子去除等提出了合理的解释与做法,使测试数据更加合理可靠。
1 现有悬浮固体含量分析方法存在的问题分析
目前,测定水中悬浮固体含量通常采用SY/T5329-94《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》,即将装了水样的薄膜过滤试验仪用离心泵抽滤,用滤膜过滤水样,过滤了一定水样体积后的滤膜分别用汽油洗去滤膜上的油和用蒸馏水洗至无氯离子为止,然后烘干称重确定悬浮固体含量。
在实际的污水悬浮固体含量测定工作中,发现SY/T 5329-94中悬浮团体含量的推荐分析方法有一些不足之处,使测定结果无法准确地反映出悬浮固体含量的真实数据,具体分析如下:
1.1 铁离子对分析的影响
分析集输泵站的污水样品时,采用抽滤法测定含油污水悬浮固体含量,现场取水样时经常发现,清澈透明的水样,稍后会变浑浊。抽滤后在滤膜上发现黄色悬浮固体,分析其原因,是因为水样在抽滤过程中发生曝氧,溶解在含油污水中的Fe2+由于接触到空气中的氧被氧化成Fe3+后,水解形成了Fe(OH)3黄色悬浮物,并迅速且非常致密地沉淀在滤膜上,使滤膜上呈现黄色,悬浮固体含量大大增加。
1.2 不同滤膜的影响
SY/T 5329-94中规定用孔径为0.45μm的滤膜在实际应用中,考察进口和国产滤膜的影响发现,进口滤膜浸泡后不起皱,使用过程中没有毛边,质量稳定。国产滤膜则出现起皱和有毛边的现象,室内采用国产滤膜和进口滤膜进行了对比,结果见图1。
从图1可以看出两点,一是加入铁离子稳定剂后,悬浮固体含量比不加要降低近50%;二是进口滤膜在3h后,数值相对稳定,国产滤膜数值起伏较大。
1.3 不同加热方式的影响
标准推荐的加热方式有两种:一是微波炉中,在70℃下烘3min;二是电烘箱中90℃下烘30min。两种加热方式的不同造成结果有偏差,数据见表1。
从表1可以看出,不同加热方式,滤膜的质量和增重在不同时间段内有较大差异,微波炉加热时间短,温度低,化验效率提高,烘箱数据对比于微波炉来讲偏低。
2 对悬浮固体含量分析方法的探讨和改进
回注污水中悬浮固体数值的大小,直接涉及到油田开发方案和油田地面工程建设投资。为了能够准确地确定含油污水中的悬浮固体含量,对含油污水中的悬浮固体含量分析方法进行了研究探讨。
2.1 排除Fe2+对分析的影响
由于从整个污水处理过程经过注水站到达配水间和注水井,都是在密闭系统中运行的,因此注入水水质可以不用考虑曝氧因素,所以在作悬浮固体测试时,应该将因Fe2+氧化形成的Fe(OH)3悬浮物去掉。污水中的Fe2+由于曝氧形成Fe(OH)3黄色悬浮物的过程随抽滤时间、水样温度等其它多方面条件变化而变化,无规律可循。因此,特别对于含高铁的污水做悬浮固体含量测定时,应使分析过程避免曝氧或者采取其他办法使Fe2+不被氧化成Fe3+。经过分析,有两种思路:
2.1.1 采用直接取样口接膜滤盒进行滤眼压力过滤的方法
这一测定方法的主要特点:一是可避免污水中的Fe2+在测定过程中曝氧影响测定;二是可利用管线内的压力直接完成滤膜过滤工作;三是可根据悬浮固体含量的大小适当调节过滤水量使测定结果更加准确;四是操作简单方便。使用此现场管线直接滤膜压力过滤后,滤膜上不再出现Fe(OH)3黄色悬浮物,排除了Fe2+的影响。这种方法以前使用过,存在两个主要弊端:一是滤膜不固定压实,和下部结合不严密,水样容易不经过滤膜漏失,造成悬浮物一起流失;二是由于不采取抽滤,滤出速度非常缓慢,悬浮固体多时,堵塞滤眼,使过滤没法继续进行。因此,现场实际使用主要用于生产动态监控,不适合水质检测核定。
2.1.2 加入铁离子稳定剂,使铁离子在过滤时顺利通过滤膜
实验组针对污水水质分析进行了多次数据比对和方法探讨,在采用铁离子稳定剂方面达成共识,同时室内和现场做了大量的对比试验,结果见图2。
从图2可以看出,加入铁离子稳定剂后,悬浮固体含量的数值明显偏低,说明去除了Fe2+被氧化的影响,而且数值稳定性也比没加铁离子稳定剂的要好,因此得出如下结论:铁离子稳定剂的使用,可以有效防止Fe2+被氧化成Fe3+,避免了Fe(OH)3黄色悬浮物的生成,使Fe2+能够顺利通过滤膜,从而确保了悬浮固体测试的准确性。
2.2 滤膜的使用
结合上述分析,在含油污水悬浮固体含量分析的过程中,应该采用质量和效果都比较稳定的进口滤膜,特别是对于水质质量考核时,必须使用进口滤膜,对于各个集输泵站的含油污水检测,由于只是起到控制生产顺利运行的作用,考虑到成本因素,在对比的基础上,可以采用国产滤膜。
2.3 加热方式的选择
试验中发现,不同的加热方式,悬浮固体的含量是不同的。为此,我们首先采取将滤膜本身分别在微波炉和电烘箱重加热,并按照同一要求,冷却到室温后,观察增重情况,对比结果见表2。
从表2可以看出,滤膜自重在不同的加热环境中,数值的恒定性略有差异,过滤水样经过洗盐、洗油操作以后,在不同的加热方式中拿出,放在干燥器中冷却至室温后,前30min数据相差很大,说明冷却至室温时间不够,3h后表现了比较好的吻合性。因此,在按照标准操作时,对于不同加热方式,选择干燥器内冷却3h后再称量计算,结果的误差比较小,所以推荐省事低温的微波炉加热方式比较经济有效。
3 结论
使用改进后的方法进行水质悬浮固体含量测试,数据稳定、可靠,根据试验数据和现场应用效果,编写了厂标SSC225《集输泵站污水化验操作规程》,通过宣贯,使用情况良好。
(1)含油污水中的悬浮固体含量测定,应该采用加入铁离子稳定剂的方法,以避免污水中的Fe2+曝氧对测定结果产生影响,取样时应使水样流出取样瓶,再密封保存。
(2)水质质量考核时,应采用进口滤膜,以增加结果的稳定性,集输泵站及沿程水质测定只是需要观察指标波动,起到指导和控制生产作用时可采用国产滤膜,以降低成本。
(3)执行标准过程中,对于标准中没有涉及到的技术问题或者两种方法都适合的情况,应做细致认真的对比分析,找出不同方法的相吻合点,以增加测定结果的准确度和可对比度。执行该标准时,加热方式的选择推荐使用微波炉加热。
参考文献
[1]刘世纯.实用分析化验工读本[M].北京:化学工业出版社,2005.
[2]GB/T 19022-2003测量管理体系测量过程和测量设备的要求[S].
[3]SY/T 5329-94碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法[S].
[4]技术监督行业技术考核培训教材编委会组编.标准化计量质量基础知识[M].北京:中国计量出版社,1996.
固体悬浮物含量 篇2
焦化废水是焦化生产过程中排放出的大量含酚、氰、油、氨氮等有毒、有害物质的废水。在处理焦化废水时,化学需氧量(CODcr)是一个重要的测定指标及去除指标。在以往的工作中,实验工作者往往重点研究C1-及硝酸盐氮对CODcr值测定的干扰,而对还原性物质亚硝酸盐及固体悬浮物对CODcr值的贡献[1]及影响的研究却很少。本文探讨了焦化废水中亚硝酸盐和固体悬浮物对CODcr值的贡献及影响,这对在处理焦化废水时有针对性地去除CODcr值及对废水处理效果的准确分析判断具有一定的指导意义。
1 试验部分
1.1 试验仪器及试剂
7230型分光光度计;
重铬酸钾标准溶液(0.25 mol/L);
硫酸亚铁铵标准溶液(约为0.1 mol/L。);
氨基磺酸;
聚合氯化铝(PAC);
聚丙烯酰胺(PAM,分子量为3.0×106,非离子型);
N-l-奈基乙二胺乙酸盐
1.2 试验内容
配制不同浓度的亚硝酸盐标准溶液及悬浮物混合液,测出在纯水中亚硝酸盐及固体悬浮物与CODcr值的定量关系;利用鞍山科技大学水处理动态实验室现有的焦化废水,研究亚硝酸盐及固体悬浮物在焦化废水中对CODcr值的贡献及影响。通过掩蔽试验,消除亚硝酸盐对CODcr测定的影响;通过混凝试验测出焦化废水中固体悬浮物对CODcr的载带率;并通过絮凝沉淀试验去除固体悬浮物后测定CODcr浓度,计算出CODcr的去除率。
2 结果与讨论
2.1 在纯水及焦化废水中亚硝酸盐对CODcr值的影响
2.1.1 纯水中亚硝酸盐对CODcr值的影响
分别量取5000mg/L的NaNO2溶液1、2、3、4、5、6、7、8ml,于100ml容量瓶中用去离子水定容,配制成NaNO2浓度分别为50、100、150、200、250、300、350、400mg/L的亚硝酸溶液,按照GB11914-89《化学氧量的测定重烙酸钾法》的方法分别测其CODcr值。
在纯水中亚硝酸盐所产生的CODcr值与亚硝酸盐浓度成正相关性,随着亚硝酸盐浓度的增大,所产生的CODcr也增大,其线性关系式为y=0.3693x-3.7143,线性相关系数r=0.9981。由此可得知在纯水中1mg/L的亚硝酸盐可产生0.3693mg/L的CODcr。
2.1.2 焦化废水中亚硝酸盐对CODcr值的影响
分别取5000mg/L的NaNO2溶液2.2、2.8、3.3、3.8、4.4、5.0、6.3、8.6ml,加入20ml经生化处理及过滤后的焦化废水(亚硝酸盐浓度很低),配制成NaNO2浓度分别为496、614、708、798、902、1000、1198、1504mg/L的焦化废水溶液,分别测定其CODcr,值。
在焦化废水中,亚硝酸盐所产生的CODcr值与亚硝酸盐浓度也呈正相关性,其线性关系式为y=0.3711x+157.17,相关系数r=0.9984。由此可知,在焦化废水中1mg/L的亚硝酸盐可产生0.3711mg/L的CODcr。
单位浓度的亚硝酸盐在纯水与焦化废水中所产生的CODO值相差不大。其微小的差别可能是因为在焦化废水中存在微量的亚硝酸盐,这部分亚硝酸盐会产生CODcr,结果就使测得的单位浓度的亚硝酸盐在焦化废水中所产生的CODcr值比在纯水中的高一些。因此,在焦化废水中考查亚硝酸盐对CODcr的影响及准确测定焦化废水中的CODcr时必须对废水中原有的亚硝酸盐进行掩蔽。
2.1.3 测定CODcr时对亚硝酸盐的掩蔽
掩蔽剂采用氨基磺酸[2],在纯水中直接加入0~15mg的氨基磺酸证明其不会产生CODcr,在亚硝酸盐含量较高的焦化废水中加入不同量的氨基磺酸对亚硝酸盐进行掩蔽试验,结果如表1。
从表1可看出,氨基磺酸加入量为5~20mg时,CODcr值变化不大,经试验,3.5~8.5mg的氨基磺酸可掩蔽1mg/L的NO2-。
2.2 在纯水及焦化废水中固体悬浮物对CODcr值的影响
2.2.1 纯水中固体悬浮物对CODcr值的影响
将烘干后的焦化废水中的悬浮物研磨成粉末状,称量0.5、1.0、1.5、2.0、2,5、3.0、3.5、4.0mg固体悬浮物分别与10ml去离子水混合,则悬浮物浓度分别为50、100、150、200、250,300、350、400mg/L(由于悬浮物在水中是不均匀分布的,故取样时要摇匀,且多次取样作平行实验),分别测出其CODcr值(图3)。
从图1可以看出,固体悬浮物与CODcr值之间有良好的线性关系,用线性回归法求出其线性关系式为y=0.9745x+26.107(式中x代表悬浮物的含量,y代表CODcr值,单位均为mg/L),线性回归系数r=0.9966。由线性关系式可求得1 mg/L的固体悬浮物大约能产生0.9745mg/L的CODcr。
2.2.2 焦化废水中固体悬浮物对CODcr值的影响
以同样的方法,将不同质量的固体悬浮物加入到过滤后的焦化废水里,配置一系列不同浓度的焦化废水悬浮物混合液,测其CODcr值(图2)。
从图2可以看出,固体悬浮物与CODcr之间存在良好的线性关系,用线性回归法求其线性关系式为y=1.315x+157.56(式中x代表悬浮物的含量,y代表CODcr值,单位均为mg/L),回归系数r=0.9984。可求得1mg/L的固体悬浮物大约能产生1.315mg/L的CODcr,这与纯水中固体悬浮物所产生的CODcr值比较,结果偏大。这是由于焦化水成分比较复杂,经过滤后的水样中可能还存在一定量的微细胶体悬浮物的缘故。
试验证明,固体悬浮物对CODcr值贡献很大,因此,在上述实验的基础上,通过进一步试验,针对悬浮物对CODcr的载带率及混凝沉淀对CODcr的去除率作了探讨。经多次试验,得到悬浮物对CODcr的载带率大约为40%。悬浮物对CODcr的载带率是指悬浮物所载带的CODcr值与废水样中的CODcr值之比的百分率,载带率(%)=100%×[CODcr(原水样)-CODcr(过滤水)]/CODcr(原水样)。
用PAC+PAM(非离子型)作混凝沉淀试验,沉淀后CODcr的平均去除率为42%。
因此,要去除焦化废水中的CODcr,应重点去除固体悬浮物及胶体悬浮颗粒。
3 结论
3.1 在纯水中,1mg/L的亚硝酸盐可产0.3693mg的CODcr,而在焦化废水中1mg/L的亚硝酸盐可产生0.3711mg的CODcr。二者存在的差异是因为焦化废水中可能存在微量硝酸盐。
3.2 试验验证氨基磺酸加入量为5~20mg时,对CODcr值影响不大,且3.5~8.5mg的氨基磺酸可掩蔽1mg/L的NO2-。
3.3 在纯水中1mg/L的固体悬浮物大约能产生0.9745mg/L的CODcr。而在焦化废水中1 mg/L的固体悬浮物大约能产生1.315mg/L的CODcr,这与纯水中单位浓度的固体悬浮物所产生的CODcr值比较,结果偏大。这是由于焦化废水成分比较复杂,经过滤后的水样中可能还存在一定量的微细胶体悬浮物的缘故。
3.4 悬浮物对CODcr的载带率大约为40%。用PAC+PAM(非离子型)作混凝沉淀试验,CODcr的平均去除率为42%。
参考文献
[1]曹佳红,陈为庄.城市污水处理厂出水的化学需氧量和悬浮物的相关关系以及悬浮物测定方法探讨[J].四川环境,2003,22(6):39-40.
固体悬浮物含量 篇3
为了研究悬浮颗粒的浓度与粒径对储层引起的储层伤害[1], 本文使用人造岩心进行了室内颗粒伤害实验研究, 通过岩心驱替实验, 确定不同浓度、不同粒径的悬浮颗粒对岩心渗透率的影响[2]。
1.1污水中悬浮物粒径的测定及调整
本文中使用激光粒度分析仪来测量污水中悬浮物的粒度分布。利用定量滤膜来调整污水中悬浮物的粒度分布。测量原理[3]:激光衍射法又称小角度激光光散射法, 应用了完全的米氏散射理论, 颗粒在激光束的照射下, 其散射光的角度与颗粒的直径成反比关系, 而散射光强随角度的增加呈对数规律衰减。
用5μm和7μm的定量滤膜直接过滤污水后, 利用激光粒度分析仪测量时没有粒度分布曲线显示, 分析可能是由于颗粒的聚结[4], 在通过滤膜时悬浮物绝大部分被截留下来, 极低的浓度导致无法测量[5]。将污水用超声振荡1 h后, 再用5μm和7μm定量滤膜过滤。使用激光粒度分析仪测其粒度分布为:
用5μm定量滤膜过滤后的污水, 其粒度分布如下:
第1次测量:
体积平均粒径:1.958μm (d (0.1) :0.882μm;d (0.5) :1.847 m;d (0.9) :3.204μm) ;
第2次测量:
体积平均粒径:2.033μm (d (0.1) :0.773μm;d (0.5) :1.877μm;d (0.9) :3.347μm) 。
用7μm定量滤膜过滤后的污水, 其粒度分布如下:
第1次测量:
体积平均粒径:2.702μm (d (0.1) :0.823μm;d (0.5) :2.662μm;d (0.9) :4.619μm) ;
第2次测量:
体积平均粒径:2.720μm (d (0.1) :0.861μm;d (0.5) :2.606μm;d (0.9) :4.334μm) 。
由以上数据可知:将污水超声振荡之后, 通过5μm定量滤膜可将污水粒度中值调整到1.8μm, 7μm定量滤膜可将污水粒度中值调整到2.6μm, 而且粒度分布集中, 粒度中值与体积平均粒径差距小于0.2μm[6]。
1.2实验仪器设备
实验设备包括:500 m L中间容器、压力传感器、岩心夹持器、氮气瓶、减压阀、六通阀。
1.3实验水样
(1) 悬浮颗粒粒径的确定:
除油污水的粒度中值已在上文中测出为3.3μm。可通过不同尺寸定量滤膜过滤来调整污水的粒度分布。
(2) 悬浮颗粒浓度的确定:
根据许多文献对油田注水开发的研究, 悬浮颗粒浓度一般在几个mg/L以内, 同时根据岩心的渗透率情况, 确定研究悬浮颗粒浓度≤6 mg/L。
(3) 含有悬浮物的水样配制:
实验所用的含有悬浮物水样为处理后的污水, 使用滤膜过滤法配制不同粒径不同浓度的悬浮水样。
(4) 不同悬浮物粒径、含量的污水粘度确定:
利用毛细管粘度计测量所用等矿化度盐水、悬浮物浓度分别为0 mg/L、2 mg/L, 4 mg/L、6 mg/L的1、2、3、4编号污水的粘度。测量结果如表1。
2实验结果及分析
2.1悬浮颗粒浓度对相同渗透率岩心的影响
2.1.1粒度中值为1.8μm水样对渗透率影响评价
将用5μm滤膜滤过的原始污水 (经测定其粒度中值为1.8μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。
由图2、图3可知:
(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2、3 mg/L时, 浓度增加伤害变化明显, 悬浮物浓度为4、5、6 mg/L, 伤害程度变化不大。
(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1~3 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于10%。当浓度变为5 mg/L、6 mg/L时渗透率伤害率不足12%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为1.8μm悬浮物浓度≤6 mg/L, 可作为界定指标。
(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 高浓度时也恢复到90%以上。
2.1.2粒度中值为2.6μm水样对渗透率影响评价
将用7μm滤膜滤过的原始污水 (经测定其粒度中值为2.6μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。
由图4、图5可知:
(1) 随悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度从2 mg/L增加为3 mg/L时, 伤害程度的增量较大。
(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1~3 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。当浓度变为6 mg/L时渗透率伤害率超过了20%。其中浓度为3 mg/L时, 岩心伤害率为13.70%;浓度为4 mg/L时岩心伤害率为17.22%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为2.6μm悬浮物浓度≤3 mg/L时, 可作为界定指标。
(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 当注入浓度≤5 mg/L时岩心渗透率恢复到90%以上。
2.1.3粒度中值为3.3μm水样对渗透率影响评价
将原始污水 (经测定其粒度中值为3.3μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。
由图6、图7可知:
(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2 mg/L时, 伤害程度接近, 悬浮物浓度为4、5 mg/L时伤害程度基本一致, 悬浮物浓度为3 mg/L时, 随注入量增加伤害增加最大。
(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1、2 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。其中浓度为2 mg/L时, 岩心伤害率为11.23%;浓度为3 mg/L时岩心伤害率为19.53%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为3.3μm悬浮物浓度≤2 mg/L时, 可作为界定指标。
(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 在注入浓度≤4 mg/L时岩心渗透率恢复到90%以上。
2.2相同悬浮物粒径对不同渗透率岩心的影响
将原始污水 (经测定其粒度中值为3.3μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为35 m D岩心。
由图8、图9可知:
(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2、3 mg/L时, 浓度增加伤害变化明显, 悬浮物浓度为3、4、5 mg/L, 伤害程度变化不大。
(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1、2 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。当浓度变为3、4、5、6 mg/L时渗透率伤害率大于25%。
(3) 与2.1.3驱替结果相比, 相同浓度下岩心渗透率小的, 其岩心渗透率伤害程度大。当浓度为2 mg/L时, 35 m D左右的岩心其伤害率为14.06%, 而70 m D左右岩心其伤害率为11.23%;当浓度为3 mg/L时, 35 m D左右的岩心其伤害率为25.03%, 而70 m D左右岩心其伤害率为19.53%
(4) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。但其恢复情况不及70 m D左右岩心渗透率恢复的好。
2.3悬浮物粒径小于0.45μm的污水对岩心渗透率的影响
将污水用0.45μm滤膜过滤两次之后, 认为污水悬浮物的粒径<0.45μm。用这些污水来注入岩心, 与前面实验条件对比研究污水对岩心渗透率的伤害。
由图10可知:
对于气测渗透率大约为70 m D的岩心, 注入污水对岩心有一定的伤害, 但其伤害平均值为2.74%。而对35 m D的岩心, 其伤害达到了4.86%。说明注入处理后的污水尽管认为其不含悬浮物, 其仍然对岩心有一定的伤害。
3结论及建议
(1) 回注污水中悬浮物粒度和浓度越大, 渗透率的伤害程度越高, 地层渗透率越低, 悬浮物粒度和浓度的提高对地层的伤害越大。
(2) 对于渗透率为70 m D左右的地层, 允许伤害在15%以下时, 悬浮物标准控制为粒径2.6μm, 浓度3 mg/L较为合理。
(3) 达标污水对地层的渗透率也存在一定的影响, 长期注水后注水压力越来越高甚至无法注入的重要原因之一是不合理污水的回注。因此对于不同油田不同区块应在部颁标准的基础上, 进一步制定适合本油田和区块的水质标准, 有利于储层保护和控制成本。
(4) 由于研究时间有限, 在悬浮物粒度分布与稳定性的控制方面花费了较长的时间, 驱替实验只对70 m D的岩心做了较为系统的评价, 35 m D的岩心仅进行一种粒径下的实验;如果有更长的时间, 通过对几个、几十个、几百个等不同渗透率的低、中、高岩心均进行多个浓度不同粒径的全面实验, 则研究工作更全面, 价值更大。
摘要：通过定量滤膜调整现场污水的粒度分布, 采取岩心流动试验模拟方法, 研究了浓度和直径不同的悬浮物注入水对地层所造成的渗透率伤害。室内岩心流动实验结果表明:岩心的物理特征大致接近时, 给定悬浮物粒径, 颗粒浓度越大, 引起的渗透率损失越大;悬浮颗粒浓度一定时, 颗粒粒径越大, 引起的渗透率损失越大;以渗透率伤害15%为界, 确定渗透率70 m D左右的地层, 注入水中悬浮物控制标准为粒度中值2.6μm, 含量3 mg/L。
关键词：油田注入水,悬浮物,粒度分布,渗透率伤害
参考文献