高浓度制药废水（共10篇）
高浓度制药废水 篇1
制药废水因其组成复杂、有机污染物种类多、毒性大、难以生物降解,而成我国污染最严重、最难处理的工业废水之一[1]。目前处理制药废水的方法有很多,较常用的有生物处理方法、物化法、物化法-生物法联用等处理工艺等,但是废水中含有抑制微生物生长的盐和有毒物质,传统的处理方法难以达到较好的处理效果。
作为一种高级氧化技术,TiO2光催化氧化法利用光催化剂在紫外辐照下产生强氧化性的自由基·OH,能够使有机物发生开环、断键、矿化等一系列化学反应。然而单独的光催化法存在空穴电子对复合率高、吸收光波长范围较窄、光量子效率低等问题,导致降解效率不高,难以应用于实际工程之中[2]。将臭氧作为外加氧化剂添加至光催化体系中所形成的光催化臭氧联用技术,大大提高光催化反应的降解效率以及处理有机污染物的范围[3],已逐渐成为高级氧化技术处理难降解有机物方面研究的热点之一[4,5,6]。
本实验采用光催化协同臭氧法深度处理高浓度制药废水,考察了光催化与臭氧之间的协同作用效果及其影响有废水中COD降解的主要影响因素。
1 实验部分
1.1 废水水质
实验所用废水取自江苏某制药厂,该厂主要生产抗生素类药物,产生废水实测水质:色度为800倍,COD为6 327 mg/L,BOD5为850 mg/L,pH值为6.2。
1.2 试剂与方法
所用仪器: PHS-3C型精密pH计,深圳市同奥科技有限公司;臭氧发生器,青岛欣美设备有限公司;低压紫外汞灯。
实验中所用试剂均为分析纯。
在每次实验过程中,先将1 L的烧杯中加入500 mL制药废水,再加入一定量的二氧化钛催化剂。然后将低压紫外汞灯悬置于溶液中央,打开臭氧发生器,使臭氧气体从溶液的底部通入,待调节好臭氧流量后,开启紫外灯进行反应。反应结束后取样,静置30 min后取上清液测定其COD值。
1.3 分析计算
COD的测定采用重铬酸钾法,COD去除率的计算:
去除率
其中COD0表示废水初始COD值,CODt表示反应t时刻溶液的COD值。
2 结果和讨论
2.1 光催化臭氧的协同处理作用
为了考察光催化与臭氧氧化处理制药废水的协同作用效果,在实验条件为:催化剂投加量0.5 g/L,臭氧流量30 L/h,反应时间2 h,pH值为6.2,比较了单独臭氧、单独光催化和光催化/臭氧3种处理方法对废水中COD的去除效果,结果如表1所示。
可以看出,单独的光催化处理对制药废水中COD的去除率仅为9.7%,而单独臭氧处理降解COD的效果也十分有限。然而,光催化/臭氧处理的COD去除率达到了88.6%以上,其值高于二者单独作用之和,这表明2种处理方法之间存在着明显的协同效应。为了进一步研究协同降解的机理,在光催化/臭氧实验中添加一定量·OH抑制剂甲醇,废水的COD去除率大幅度降低至63.5%。结果表明光催化/臭氧处理过程中,除了通过臭氧的直接氧化降解COD之外,·OH的氧化作用也起到了明显的降解效果。在光催化/臭氧体系中·OH的主要产生途径如下式[7,8,9]:
TiO2+hv→h++e- (1)
h++OH-→·OH (2)
h++H2O→·OH+H+ (3)
O3+e-→O-3· (4)
H++O-3·→HO3· (5)
HO3·→O2+·OH (6)
O3+hv(λ<310 nm)→·O+O2 (7)
·O+H2O→2·OH (8)
O3+OH-→HO2·+O-2· (9)
2HO2·→H2O2+O2 (10)
H2O2+O-2·→·OH+OH-+O2 (11)
其中包括(a)TiO2光催化直接产生·OH(式1～3);(b)臭氧有很强的亲电性,通过捕获光催化过程中产生的光生电子生成·OH,同时又抑制了电子和空穴的简单复合,提高了光量子效率(式4～6);(c)臭氧在波长小于310 nm的紫外光辐照下分解生成·OH(式7～8);(d)在碱性条件下,臭氧与水溶液中OH-反应转化产生·OH(式9～11)[7,10]。由此可见,光催化以及臭氧氧化2种反应过程并不是简单地相加,而是通过以上多种的协同作用提高了体系中的光电效率以及·OH的产量。
2.2 催化剂投加量的影响
在实验条件为臭氧流量30 L/h,反应时间2 h,pH值为6.2,改变催化剂投加量分别为0.1、0.3、0.5、0.7和0.9 g/L,考察催化剂量对制药废水COD去除效果的影响,结果如图1所示。
可以看出,随着催化剂投加量的增加,废水COD的去除率也不断升高。这是由于光催化反应是在催化剂表面上进行的,催化剂的用量增加,提供反应的活性位增加,由光照产生的强氧化自由基也相应增多。然而当催化剂投加量高于0.5 g/L,废水COD去除率的变化提高的并不明显,因此综合考虑降解效果及其经济效益,本实验选用的最佳催化剂投加量为0.5 g/L。
2.3 臭氧流量的影响
在实验条件为催化剂投加量0.5 g/L,反应时间2 h,pH值为6.2,改变臭氧流量分别为10、15、30、45和60 L/h,考察臭氧流量对制药废水COD去除效果的影响,结果如图2所示。
可以看出,随着臭氧流量的增加,废水COD的去除率也大幅度提高。当臭氧流量上升到60 L/h后,COD的去除率可达到97.2%。其原因是由于臭氧流量提高意味着单位时间内传入液相的臭氧量增加[10],臭氧不仅能在UV光辐照的条件下分解产生·OH,此外,作为一种强氧化性的电子受体,它还能够与TiO2发生协同作用,从而提高光催化反应中·OH的产量。综合考虑降解效果及其经济效益,本实验选用的臭氧流量为45 L/h。
2.4 pH值的影响
在实验条件为催化剂投加量0.5 g/L,臭氧流量45 L/h,反应时间2 h,调节废水pH值为2.9、4.2、6.2、8.1和10.5,考察初始pH值对制药废水COD去除效果的影响,结果如图3所示。
可以看出,在不同初始pH值条件下废水COD去除率均保持较高的值。一般而言,溶液pH值对自由基的生成及光催化剂的表面电荷特性等都有不同程度的影响[12,13]。对于单独的光催化降解体系,在碱性条件下有机物分子矿化产生的HCO-3或CO
3 结 论
采用光催化协同臭氧法处理高浓度制药废水取得了较好效果,二种方法之间存在着明显的协同效果。随着催化剂添加量的提高,废水COD的去除率逐渐提高,增加臭氧的流量有利于提高COD去除率;溶液初始pH值则对降解的影响较小。
高浓度制药废水 篇2
高 浓 度 含 盐 废 水 治 理 回 收 项 目
获
得
成功
江苏华晖环保科技有限公司
2011年11月16日
高浓度含盐废水治理回收项目
获
得
成功
——— 江苏华晖环保科技有限公司董事长 毛斌 尊敬的各位领导、各位专家、各位朋友：
今天，很荣幸的参加这次全国性会议，在这里我首先代表江苏华晖环保科技有限公司全体员工向长期以来一直关心、支持我公司的各位领导、各位专家和朋友们表示衷心的感谢，并借此机会对我公司近年来的发展和新项目情况向各位领导汇报一下：
电渗析装置对硝酸铵冷凝废水治理回收项目进程与发展介绍：
硝酸铵废水治理回收工程项目的开发研制是从2003年开始，通过认证、试验、设计、运行、总结、整改、完善，最终确定了整套工艺流程。陕西兴化集团领导对该技术进行了全力支持，也是获得成功的第一家企业，近年来先后投入运行的项目有：贵州剑江、四川川化、山东联合、内蒙古乌拉山、河南晋开、山西丰喜、兴化二期、河南永昌、广西柳化、黑龙江黑化、新疆新化、河北中冀正元、山东联合二期等工程，截止目前正在制造、安装、调试的项目还有： 河南晋开二期、内蒙古九鼎化工、安徽淮化、贵州息烽、内蒙古大唐等众多大型化工、化肥企业。这些业绩的取得，不但是我公司加大研发力度、科技不断创新、工程技术注重精益求精的结果，也是于全国化工合成氨设计技术中心站的推广、化工部设计二院、中国科学院过程研究所强有力的支持分不开的。还有我们的合作伙伴山西海力丰公司、天津华景化工新技术开发公司对我公司产品工艺改进提出了很多宝贵
意见。使硝酸铵废水回收治理工程项目真正实现了运行费用低、回收效益高、运行稳定可靠、达到零排放的目标。八年来，在全国硝铵冷凝废水处理回收项目中，只有江苏华晖是叫得响、看的着、信得过、做得到的企业。
通过不断的加大研发投入，完善工艺改进，注重技术创新，硝酸铵冷凝废水回收治理装置已获得国家发明专利一项，实用新型专利二项，我公司也荣获中国环保产业十大杰出企业、国家高新技术企业、江苏省民营科技企业、ISO9001:2008质量管理体系认证合格企业等荣誉称号。
各位领导、各位专家、各位朋友，近年来我们针对化工、化肥行业、煤化工行业、石油行业、电力行业、钢铁行业、食品行业等循环冷却系统排放的高浓度含盐废水、反渗透系统排放的高浓度含盐废水治理并回收水资源达到零排放，这一国内外难题进行重点攻关、取得了成功。工业循环冷却系统排放的高浓度含盐废水和反渗透系统排放的高浓度含盐废水治理回收项目的研发，得到了中国科学院和贵州开磷息烽合成氨有限公司的通力协作和大力支持。在此我代表华晖公司表示衷心的感谢！
循环冷却系统排放的高浓度含盐废水是由于循环冷却水在不断蒸发浓缩过程水与空气的洗涤过程，以及设备运行过程中水中所含的溶解盐类和悬浮物不断在循环冷却水系统中进行浓缩，使循环水中的含盐量远远高于设备运行的水质要求，它威胁装置的正常运行。为防止循环水中溶解盐类浓度不断的升高，目前处理的办法是添加大量药
剂并定期排放、置换大量循环水。许多企业提出为确保系统的安全高效的运转，必需对循环冷却水进行水质稳定处理，并回用排放循环水。因此须对循环冷却水排水进行脱盐处理，我公司采用最新研制成功的工艺技术，将脱盐后的循环水替代补充水源并减少循环水运行费用，降低补充水源的供给，有效控制循环水的浓缩倍数，具有可观的经济效益和良好的市场前景。我们与中科院共同合作，通过几年的研发和认证，在进行大量的小试实验研究和多次中试运行的基础上，研发了双膜法工艺技术，并运用于高浓度含盐工业循环水治理回收。今年在贵州开磷息烽合成氨有限公司的密切配合下，成功实施了高浓度含盐工业循环水10吨每小时的运行。进出水的水质数据对比表明，通过双膜组合工艺处理高浓度含盐工业循环水，在技术上是可行的处理后淡水电导率小于50us/cm，淡水回收率高达98.5%，处理每吨水运行成本费2.60元左右，而且维护费用较低。高浓度含盐循环水排水经过我公司研发的全套工艺装置处理，结果表明：
一、效果好。经过双膜法处理后的回用水中污染物质含量远远低于《工业循环冷却水处理设计规范》GB50050-2007所要求的相关水质资料，完全满足循环水系统补充水指标要求。
二、运行成本低，回用率高。通过一系列的攻关研究，对核心设备电渗析的膜材料配方进行了优化提高，取得了明显的效果。较其他处理方式运行费用较低。而回用水的回用率达98.5%，需无害化处理的废水只占1.5%。
三、操作方便，实施简易。整个系统自动化程度高，人力资源费
用低，运行简捷方便。
四、该项目在贵州开磷息烽公司运行成功实施，进一步验证，我们的高浓度含盐循环排水处理的，工艺技术是切实可行的。我们坚信通过项目的进一步实施，社会效益、经济效益相当可观，具有较大的实际应用价值。
为了解决反渗透装置产生的浓水污染问题及回用水资源，达到零排放的目标，我公司最新研制的，高浓度含盐反渗透浓水回收治理装置，经过多次的实验和反复的进行工艺比较研究，与中国科学院过程研究所及贵州息烽公司的紧密合作，设计了一套膜集成除盐水处理工艺，同时也在贵州开磷息烽合成氨有限公司进行了试运行，并取得了成功。高浓度含盐反渗透浓水处理工艺，试运行结果表明：
一、化学软化后产生的沉淀物，经过压滤处理后，经测定沉淀物基本上为碳酸钙和碳酸镁沉淀物，化学软化对去除浓水中的二价离子效果较好。
二、纳滤对去除二价离子，及分子量在200-1000的离子物质效果较好，用于新研制的电渗析装置前期预处理，能够保证电渗析工艺不受任何杂质的污染，对电渗析的保护起关键作用。
三、经过电渗析浓缩分离后的产水率达99%，每吨水运行费用2.7元左右，（含盐量特别高的废水运行费用不会超过5元）电导率小于30us/cm，出水水质指标较优，能够达到脱盐水质标准。均能满足回用于企业生产需要。
因此该项目的研发成功对回收利用宝贵的水资源，减少对水环境 的污染，具有特定的效果。由此将会产生巨大的社会和经济效益。
各位领导、各位专家、朋友们，近几年来我们华晖公司在环保行业废水处理回用方面虽然取得了较好的成绩，企业也得到了长足的发展。但我们没有满足于此，我们的专家团队在不断扩大，产品领域在不断扩展，研发投入在不断增加，我真诚希望继续得到各位领导、各位专家、各位朋友的关心支持，真诚希望与我们的老朋友、新朋友、兄弟单位携手合作，共同解决废水处理回收领域的众多难题，真正达到零排放的目标。我坚信江苏华晖环保科技有限公司在各位领导、各位专家、各位朋友们的关心支持下，一定会掌握当今新形势，运用环境经济、循环经济、低碳经济的先进理念紧紧抓住以“市场为导向、科技为手段”这个轴心，为实现国家“十二五”期间的环境保护目标，实现节能降耗、资源循环利用真正达到零排放，再创新的辉煌，作出更大的贡献。
谢谢！
江苏华晖环保科技有限公司
高浓度制药废水 篇3
关键词：厌氧折流板反应器 COD/SO42- 高浓度硫酸盐废水
中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1007-3973（2012）010-118-02
利用厭氧法对高浓度的硫酸盐有机废水采取处理时，因为介入了硫酸盐的还原反应，导致在厌氧降解的过程中出现了硫酸盐还原菌（SRB）同甲烷菌（MPB）竞争、以及硫化物导致SRB与MPB中毒，从而在一定程度上导致微生物的生理活性出现下降的情况，情况严重时，甚至会对处理系统造成重大的影响，导致出现完全瘫痪的情况。大量的国外工作者针对以上所出现的种种问题，进行了长期的研究与探讨。本文采用厌氧折流板反应器（ABR）对高浓度硫酸盐有机废水进行处理，分析了厌氧反应过程受硫酸盐还原的影响。
1 实验方法和材料
用有机玻璃制成实验所有的ABR要求，高、长、宽分别是542mm、721mm、204mm，但是其有效的容积却只可达到55.83L。正式进行实验时，通过水浴加热的方式，在恒温循环器的控制下，将水温保持在（33.2€？.11）℃的范围内。实验装置安装后，要进行认真的检查，以免因为装置问题影响到实验的结果。
1.2 原水和接种污泥
人工合成的高浓度硫酸盐有机废水以碳酸氢胺为氮源，三水和磷酸氢钾为磷源，以葡萄糖为碳源，保持N：COD：P﹦5：1：100，硫酸盐是由七水硫酸镁与硫酸钠组成的混合物，其中添加有一定量的锰、铁、镍、铜、钴等微量元素，此外，通过利用碳酸氢钠使其pH值维持在7左右。
接种的污泥从南阳市污水处理厂消化池取得，在室内的恒温箱（35.2℃）中进行为期三个月的培养，进而进行接种，得到的浓度为330g/L，MLSS/MLVSS的比值为5：4，所接种的量在反应器中所占的有效容积为1/4。
1.3 测定方法与项目
COD：重铬酸钾法；SO42-：铬酸钡分光光度法；S：碘化法；HCO3-：酸碱滴定法；pH值：数字酸度计。
2 结果和讨论
实验的设备装好后，就要时刻关注实验的过程，随时做好记录。实验的结果就在这些数据中，给予我们更多的事实材料，才能进一步说明ABR处理高浓度硫酸盐有机废水的效果如何。
2.1 启动ABR
接种污泥后，选择浓度为3000mg/L的COD废水，将其充进反应器内，并达到充满的状态，保持24h的静止状态后，开始连续进行通水。本次启动所使用的葡萄糖废水属于无硫酸盐的，初始负荷是3.0kgCOD/（m3.d），1天后对COD去除率能够达到34%，然后会逐步的回升，在第6天的时候就能够达到92%。在12天的时候把进水负荷从2.9kgCOD/（m3.d）提高到4.0kgCOD/（m3.d），第2天会发现COD的去除率有所下降（从97.4%降到74.7%），然后又会逐渐上升，最终稳定在98%附近。在第26天将进水的负荷提升到4.9kgCOD/SO42-，与之相比，COD去除率则未发生任何变化，无下降趋势，最终以97%保持稳定，且后期的运行较为良好，这便表示反应器的启动较为成功。
2.2 SO42-浓度影响对COD的去除率
在试验的阶段把进水COD保持在5000mg/L附近，将硫酸盐浓度由200mg/L缓慢提高到2500mg/L，本次试验的结果表明，在进水时，若SO42-的浓度达到了201mg/l-320mg/l时，那么其对于COD的去除率则可达到97.1-97.5%之间，出水S2-浓度就会随SO42-浓度的增加而逐渐下降（从42.7mg/L降至19.2mg/L），但是其还原率则会一直呈现上升趋势，由原来的85.2%赠至91.5%。所以可发现在这样的条件下，MPB的生长完全不会受到SO42-的影响，MPB的作用是去除COD。
当进水的硫酸盐浓度增大到500mg/L的时候，对COD的去除率可达98%。在对SO42-浓度进行改变的第17天，发现的COD去除率逐渐出现了下降的现象，经过分析发现这与出气管的堵塞有着较大的关系这是因为出气管的堵塞，引起反应器打开所致。SO42-的还原率渐渐的提高，由89.3%提高到96%。出水SO42-的浓度变化趋势同硫酸盐的去除率一样，也是逐渐的上升，最高可达113mg/L。同时产气量也发生了较大的变化，出现了急剧增加的现象，这便说明若提高进水SO42-的浓度，那么SRB增值也会相应的有所提高，有利于COD与硫酸盐的去除，且不影响MPB的活性。
当进水SO42-的浓度增至为1500mg/L时，SO42-的还原率在前两天会迅速下降（由96%降至65%），随后将逐渐上升，18天后将稳定在96%附近。但对COD的去除率却稍微有些下降，但是仍然能稳定在90%附近（最高能达到98%，最低也可达到85%），表明在同SRB竞争中MPB再次占据了优势。但就整体而言，SRB和MPB还是处在一种相对平衡的状态。
当进水的SO42-浓度提高到2500mg/L后，反应器将会迅速发生酸化，SO42-与对COD的去除率都会下降，通过长时间的运行并没有出现恢复的迹象，COD与SO42-的去除率仅有19%，产气量甚至为零，反应器运行标志着失败。这表明，高浓度的硫化物会严重抑制SRB与MPB，利用ABR对硫酸盐废水进行处理时，ABR可以承受SO42-的最高浓度是2000mg/L左右。
2.3分析PMB和SRB竞争基质的原因
（1）进水硫酸盐的浓度。通过上述探讨可知，进水SO42-所具有的浓度不同，会对SO42-的还原率产生不同程度的严重影响，也就是说当SO42-浓度有所提高时SO42-的还原率则会出现一定程度的下降趋势，但是若SRB对新的环境逐渐适应，那么SO42-的还原率则会在后期逐渐恢复到正常水平。对COD的去除率也是一样，相比之下SO42-还原率下降的幅度会更小些。增大硫酸盐的浓度会影响到MPB与SRB，但对MPB影响相比要较小。运行稳定后，硫酸盐还原率先缓慢增加后急速下降，COD去除率先缓慢下降后急速下降。
（2）COD/SO42-值是影响MPB和SRB竞争关系的重要指标。SO42-生物还原的过程需要COD/SO42-的理论值是0.67，降低COD/SO42-值可以使SRB在基質的竞争中获得竞争的优势。通过结果可知，当COD/SO42-值由16.7降至10时，SO42-的还原率从91%缓慢上升至96%，对COD的去除率是97.1%～98%，有小幅度的提高；当COD/SO42-值是10.1～3.32时，SO42-的还原率将会稳定在97%，对COD的去除率大于90%；当COD/SO42-的值是2时，反应器便会出现酸化的反应，也就代表反应器的运行最终失败，所以，若COD/SO42-的值高出25时，可确保反应器性能良好、运行稳定。
3 结论
当HRT在20～24h内，进水COD浓度是5000mg/L，进水硫酸盐的浓度小于1500mg/L时，ABR反应器运行较正常，COD去除率则可大于90%，硫酸盐还原率则可保持在96%，ABR处理硫酸盐废水所能承受SO42-的最大浓度是2000mg/L。
对于MPB和SRB来说，COD/SO42-不但会对两者的竞争造成重要影响，同时还会对SO42-的还原率造成极为严重的影响。随着COD/SO42-的数值上升时，SRB和MPB的竞争基质能力减弱。
在对硫酸盐废水进行处理时，其所采用的启动方式的差异，会在不同程度上对厌氧反应器的功能造成影响。但是若采用的启动方式为低硫酸盐的方式，那么MPB则会在最初始阶段便会获得相应的优势，而对MPB影响较小的是SO42-。
参考文献：
[1] 李清雪，范超，李龙和，等.ABR处理高浓度硫酸盐有机废水的性能[J].中国给水排水，2007（15）：50.
[2] 蒋永荣，胡明成，李学军，等.ABR处理硫酸盐有机废水的相分离特性研究[J].环境科学，2010（31）：547.
[3] 周若梅，黄清辉，邓秀梅，等.ABR处理含硫酸盐有机废水的启动特性研究[J].桂林电子科技大学学报，2009（5）：413.
混凝法预处理高浓度有机制药废水 篇4
1 高浓度有机制药废水的混凝实验分析
1.1 试验仪器及药品
本试验所使用的实验仪器主要包括:体视显微镜;电子计算机用以测量分形维度
1.2 试验用水
本文以该厂压滤气浮后出水为研究对象。压滤气浮后出水水质指标见表1。
1.3 实验设计
取一定量水样, 放人1000m L烧杯中, 调节p H值;投加不同种类、一定量的混凝剂或添加助凝剂;置于搅拌器上, 在一定条件下, 搅拌一定时间;然后静置, 测定水样CODcr值。研究影响CODcr去除率变化的主要因素, 确定最佳处理条件。重铬酸钾法测定CODCr;精密p H试纸法测定p H;浊度仪测定浊度。对拍摄的絮体照片, 借助密度-密度相关函数并结合分形数学理论中投影-面积法计算经图像处理后絮体的分维Df。
1.4 絮凝体分形维数的测定方法
我们在测定原理上采用根据英国著名学者J.Gregory (格里高利) 提出的利用絮凝体的投影面积与最大直径的函数关系来计算絮凝体的分形维数。[6]絮凝体的投影面积与最大直径的函数关系为:
式中, A为絮凝体颗粒的投影面积;d为投影的最大直径;α为比例常数;Df为絮凝体在二维空间的分形维数。对 (1) 式求自然对数得:
由 (2) 式可知测定不同的A和d和, 根据ln A与lnd的直线关系作图, 求出直线的斜率, 就可求出分形维数Df。
本实验采用MATLAB软件计算絮凝体的投影面积及最大直径, 从而完成絮凝体分形维数的测定。
2 实验结果与讨论
2.1 压滤气浮后出水絮凝试验分析
2.1.1 PAFC及氢氧化钙投加量与出水关系
取气浮压滤后出水600m L, 加入12mg的PAM作为絮凝剂, 改变添加PAFC溶液的量得到其相应的投加量下出水水质及絮体分形维值如图1。
PAFC对CODcr的去除率较低, 最高在投加量为150mg时去除率为0.5。絮体分形维数值在投加量为50mg时为最大 (Df=2.27) 。
将1mol/L的氯化钙和2mol/L氢氧化钠配置的氢氧化钙乳浊液加入600m L污水中, 得到其相应的投加量下出水水质及絮体分形维值如图2。
处理后水样的浊度仍然较高, 但是CODcr的去除率较高, 在0.75~0.86之间。其随着氢氧化钙投加量增加而增高, 当投加量超过8m L后基本保持不变。絮体的分形维数在氢氧化钙乳浊液投加量为10m L时达到最大值 (Df=2.52) 。
2.1.2 添加PAC溶液对氢氧化钙处理影响
溶液中加入12mg的PAM作为絮凝剂及10m L的上述氢氧化钙溶液, 改变PAC的量得到其相应的投加量下出水水质及絮体分形维值如图3。添加PAC溶液显著提高了CODcr的去除率, 其值一般在0.9以上。分形维数也变大其值范围在2.15~2.58间, 在PAC投加量为10mg时达到最大值 (Df=2.58) 。
2.2 p H值对氯化钙处理效果的影响
用氢氧化钠调节水样p H值, 在逐渐增大p H值时发现有细小沉淀产生。当p H值为13时即有大量沉淀产生。向600m L水样中加入1mol/L氯化钙10m L, 调节p H值得图4。
可见当p H值为13时可得很好去处效率, CODcr去除率为0.86, 絮体分形维数在2.23。
3 结语
按照实验结果及分析混凝法预处理压滤气浮后出水的最佳方案为:每处理600m L水样, 加入PAM的量为12mg。若用石灰乳处理则每600m L水样中加入含氢氧化钙1mol/L乳浊液10m L, 同时添加PAC10mg可得取出效果为:CODcr去除效率为0.91左右, 絮体分形维数值为2.58。若用氯化钙处理则每600m L水样中调节其p H值至13, 氯化钙投加量为1.11g。可得去处效果:CODcr去除率在0.86, 絮体分形维数在2.23左右。
参考文献
[1]李尔炀, 史乐文, 周希圣, 严广瑶.工程菌处理制药废水.
[2]刘晓涛.双氯灭痛生产废水处理工艺设计[J].污染防治技术1999, 12 (2) :121-122.
[3]李世忠, 高冠道, 张爱勇.化学絮凝法处理制药废水应用研究进展.
[4]常颖, 张金松, 王宝贞等.强化絮凝工艺中絮凝体特征参数分析与研究[J].给水排水, 2005, 31 (3) :33-36.
[5]李孟, 陆谢娟, 黄功洛.絮凝分形技术处理有机微污染物原水的研究.武汉理工大学学报, 2004, 26 (2) :21-23.
高浓度中药提取废水的治理技术 篇5
高浓度中药提取废水的治理技术
采用气浮+UBF+CASS工艺处理高浓度中药提取废水,实践表明,出水水质满足<污水综合排放标准>(GB 8978-)的一级标准.
作 者：冯昭华 FENG Zhao-hua 作者单位：福建省环境保护设计院,福建,福州,350003刊 名：中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：21(8)分类号：X703.1关键词：中药提取废水 气浮 UBF工艺 CASS工艺
高浓度石油废水处理技术研究 篇6
1 臭氧催化氧化处理
臭氧催化氧化采用一系列臭氧多相催化氧化除污染方法, 通过引发具有强氧化能力的羟基自由基, 强化分解水中高稳定性、难降解有机污染物, 对高稳定性有机污染物的分解效率比单纯臭氧氧化提高数倍, 显著提高了处理后水的安全性。同时, 催化剂还可提高水中臭氧分解能力。增加水中溶解氧的浓度, 并强化后续生物处理单元的除污染效果。催化剂 (固体) 与反应溶液处于不同相, 反应在固-液相界面进行的氧化方法称为多相 (非均相) 催化臭氧氧化法。近年来, 多相催化臭氧氧化技术已经成为去除水中高稳定性、难降解有机污染物的关键技术之一。利用固体催化剂协同臭氧氧化可以降低反应活化能或改变反应历程, 从而达到深度氧化、最大限度地去除有机污染物的目的。
邓凤霞采用非均相臭氧催化氧化工艺对炼油废水进行深度处理[2], 在臭氧投加量为50mg/L、停留时间15min、p H值维持原水p H值条件下, 出水水质良好, 废水中有机物种类及含量大大减少, 水中COD〈50mg/L、氨氮〈6mg/L, 符合处理标准。经GC-MS分析, 证明非均相臭氧催化还可以将大分子物质降解为小分子物质, 提高废水的可生化性。
2 Fenton试剂法处理
Fenton试剂法是目前应用较多的一种均相催化湿式氧化法。这种方法其本质是利用过氧化氢作为一种强的氧化剂可以将水中有机的、无机的毒性污染物氧化成无毒或较易被微生物分解的化合物的, 但对于一般高浓度难降解有机污染物分解效果不理想的特性, 在其中添加了二价铁离子, 以达到氧化氢分解高浓度有机污染物能力大大提高的目的。
蔡钊荣采用Fenton高级氧化技术处理难降解油田含油污水[3], 在p H=4, H2O2浓度0.08mol/L, Fe2+/H2O2 (摩尔比) =1:10, H2O2/CODCr (质量比) =1:1, 反应时间为60min的工艺条件下获得最佳的CODCr去除效果, 去除率达到54.33%, 出水CODCR〈100mg/L, 达到国家污水排放的一级标准 (石油行业) 。
3 曝气生物滤池处理
曝气生物滤池是一种将生物氧化机理与深床过滤机理有机结合的新型污水生物处理技术, 是由滴滤池发展而来并借鉴了快滤池形式, 在一个单元反应器内同时完成了生物氧化和固液分离。曝气生物滤池的应用范围较为广泛, 其在水深度处理、微污染源水处理、难降解有机物处理、低温污水的硝化、低温微污染水处理中都有很好的、甚至不可替代的功能。
刘文洪等采用曝气生物滤池技术处理含油废水[4], 研究表明, 水解段可显著改善含油废水的可生化性, 有效截留原水中的SS, 并具有较强的抗勿让冲击负荷能力, 确定水解-好氧段水力停留时间为12h, 好氧段气水比为5:1, 出水COD和石油类物质的去除率可达94%和92%, 可实现达标排放。
4 SBR处理
SBR污水处理工艺, 即序批式活性污泥法, 全称为序列间歇式活性污泥法 (Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process) , 简称SBR工艺。它是基于以悬浮生长的微生物在好氧条件下对污水中的有机物、氨、氮等污染物进行降解的废水生物处理活性污泥法的工艺。按时序来以间歇曝气方式运行, 改变活性污泥生长环境的, 被全球广泛认同和采用的污水处理技术。
于晓丽采用SBR法处理含盐采油废水[5], 在处理1/2原水时, 出水COD去除率平均为56.2%, 最高可达到77.9%。经SBR法处理后水质清澈、透亮, 采油废水基本达到排放标准。
5 膜分离技术
膜分离技术是指在分子水平上不同粒径分子的混合物在通过半透膜时, 实现选择性分离的技术。半透膜又称分离膜或滤膜, 膜壁布满小孔, 根据孔径大小可以分为:微滤膜 (MF) 、超滤膜 (UF) 、纳滤膜 (NF) 、反渗透膜 (RO) 等, 膜分离都采用错流过滤方式。膜分离技术由于兼有分离、浓缩、纯化和精制的功能, 又有高效、节能、环保、分子级过滤及过滤过程简单、易于控制等特征, 因此, 已广泛应用于各个领域, 成为当今分离科学中最重要的手段之一。
张鸿郭等分别采用盐析法同反渗透联合、超滤和微滤联合处理含油废水[6], 均对含油废水的处理起良好的效果。
结束语
随着人们对环境保护意识的提高, 石油废水处理后的出水要求也在提高, 现今国内外已经研发出了许多更新更好的方法, 虽然有的由于技术原因暂时无法普及, 有的还只试验于实验室中, 但足以为石油废水处理技术开启新的大门。而石油废水由于其水质的多变性, 有时也不能采取单独一项处理方法进行处理, 这就需要更深层次的探索。
摘要：油田开采过程中会产生的大量高浓度污染废水。由于近年来加工原油性质变化较大, 生产中排放的高浓度有机废水水质多变, 使得传统的废水处理方法无法满足其废水处理的需求。本文旨在介绍几种有效的废水处理方法, 以满足其特殊的废水处理需求。
关键词：石油化工废水,臭氧催化氧化,处理技术
参考文献
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[2]邓凤霞.非均相臭氧催化氧化深度处理炼油废水研究[D].哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2014.
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[4]刘文洪, 王蒙, 周孝德, 等.曝气生物滤池处理含油废水的实验研究[J].西安理工大学学报, 2010, 3:260-264.
[5]于晓丽.SBR法处理含盐采油废水研究[D].北京:中国地质大学, 2002.
高浓度氨氮废水处理试验研究 篇7
1.1 技术原理
吹脱法用于脱除水中氨氮, 即将空气通入水中, 使气液充分接触, 是水中的游离氨穿过气液界面, 向气相转移, 从而达到去除氨氮的目的, 常以空气为载体。
1.2 氨氮吹脱实验数据及分析
1.2.1 实验数据说明
由于条件限制, (1) 曝气量不足导致气液比达不到理论值, 若达到理论设计值, 去除率会更高。 (2) 液碱是一次性加入, 可能会导致数据偏差, 但不影响数据的分析。
1.2.2 实验数据曲线图
各温度下停留时间2h氨氮去除率如下:
1.2.3 实验数据分析
从上述数据可以看出: (1) 不加液碱吹脱1h去除率只有29.48% (初始p H为9.85, 还是比较高的前提) 。吹脱6h去除率才50.17%, 效率非常低, 直接舍弃。 (2) 45℃时吹脱1h (液碱投加30m L) 时去除率才达到53.99%, 所以可以舍弃在此工况下的运行。 (3) 当吹脱时间提高的2h时, 去除率明显上升, 50℃投加35m L液碱时去除率达到了82.27%。理论上55℃应该高于这个值, 但由于时间原因, 在此不做实验对比。从上述数据来看, 去除率达到80%以上是完全可以的。 (4) 因为SBR池温限制, 所以实验设计最高温度55℃。加之曝气量不足达不到理论设计气液比2 900-3 600, 因此只能延长停留时间弥补气液比的影响。当停留时间3h, 温度55℃时, 去除率达到了惊人的91.09%。综上所述, 吹脱数据非常理想, 事故水用吹脱方法完全可行。
2 三维电极法试验
2.1 试验原理
目前对三维电极法降解氨氮的机理有不同的观点:三维电极电解过程中产生氧化性极强的·OH和H2O2, 使氨氮氧化成氮气和水[3];部分有机物和氨氮在三维电极阳极上被直接氧化[4,5];有氯离子存在时, 去除氨氮的主要物质为三维电极产生的次氯酸根[6,7];上述3种效应兼而有之, 但对每种效应在氨氮降解中所起作用大小尚未明确。
2.2 试验装置与材料
采用自制三维固定床电极反应器, 如图1所示。
1—直流电源;2—气泵;3—阳极板;4—粒子电极;5—阴极板;6—电导线。
极间距20mm, 有效电解槽体积2L, 阳极为不锈钢板镀钛电极, 阴极为不锈钢板电极。3片阳极板, 3片阴极板, 单板电极有效面积为120cm2。三维电极电解时, 将本实验室制作的粒子电极颗粒填充于阴阳极之间, 利用空气泵向反应系统提供适量空气, 用转子流量计控制曝气量大小以使粒子电极颗粒均匀地悬浮于容器中。每隔30min取样检测NH3-N、p H。三维电极反应器中填装的粒子电极起到三维电极催化剂作用, 是三维电极反应的核心, 直接影响三维电极的处理效果。本试验采用的粒子电极颗粒由活性炭与铁按一定比例制成, 一定量金属铁的加入可以提高电解过程中羟基自由基产生的数量和生成速率。粒子电极颗粒粒径为2.0mm, 使用前先用试验废水浸泡使其达到吸附平衡。
2.3 讨论
三维电极法处理氨氮废水效果显著。研究表明无需调节废水p H, 控制电压14V, 加入200g自制粒子颗粒电极, 电解反应2h, 出水调节p H至9, 过滤, 出水NH3-N<15mg/L, 满足污水《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的一级标准。
摘要：自2015年8月份污水处理系统开设以来, SBR池进水氨氮总体控制在250mg/L左右, SBR出水氨氮低于1mg/L, TN维持在710mg/L, SBR甲醇投加量经过优化后控制在1.1t/d左右。耗电约1.6万kW·h/d, 污水处理系统一直稳定运行了一个冬季。但从今年四月事故池化冰以来, 开始消耗事故水, 由于事故池水量进出不平衡 (消耗量4050m3/d) , 液位一直处于上升趋势。
关键词：化肥企业,高浓度,氨氮废水处理
参考文献
[1]吴立, 孙力平, 李志伟, 等.化学沉淀法处理高浓度氨氮废水的试验研究[J].四川环境, 2009, (1) .
高浓度废水对石墨管的影响 篇8
关键词：石墨炉,铅,除残
1概述
铅是一种有蓄积性、多亲和性的有害元素, 在水质检验中被列为重要监测项目。近年来, 我国工业和交通业迅猛发展, 铅污染日趋严重, 已成为影响人们健康的一大公害。造成慢性铅中毒的主要原因是环境污染, 据测定, 当人体内血铅尝浓度过30微克/100毫升时, 就会出现头晕、肌肉关节前、失眠、贫血、腹痛、月经不调等症状。
我国对各种水体中铅的含量有着严格的要求, 见表1。
2实验方法
2.1主要仪器
原子吸收分光光度计 (德国耶拿Zeenit700) ;自动进样器;铅空心阴极灯;热解涂层石墨管;冷循环装置;抽滤装置, 孔径为0.45μm醋酸纤维或聚乙烯滤膜。
2.2主要试剂
本法实验用水未经具体说明皆为去离子水;硝酸 (优级纯) ;1%磷酸二氢铵;铅标准储备液:1000μg/m L铅标准工作溶液:20μg/L;
3实验步骤
3.1仪器测定操作参数 (表2)
3.2高浓度水中铅对石墨管影响
取用地下水作为基体水, 用标准溶液调配为含铅浓度较高的受污染水体, 过0.45μm滤膜后上机测定, 之后进纯水测定。
经多次测定并记录结果, 见表3。
单位:mg/L
4结论
石墨炉原子分光光度法经国内的大量研究和多个单位的实验验证表明是成熟方法, 具有灵敏度高、检出限低, 线性范围合适等优点, 十分适合各种水体中铅的测定, 但含高浓度铅的水样对石墨管有一定的伤害, 需要至少5~6次除残处理才能基本消除影响, 所以石墨炉原子吸收分光光度法不适合含金属含量高的水体测定。
参考文献
[1]王晓.石墨炉原子吸收法测定水中铅的改进[J].中国给水排水, 1999, 15:50.
高浓度有机废水厌氧处理研究 篇9
关键词：高浓度有机废水,厌氧处理,反应器
1 引言
作为水体的重要污染物之一, 有机污染是水质变坏、发黑、发臭的罪魁祸首。随着现代化工业的发展, 这种污染已成为一个全球性问题。特别是某些工业生产过程中产生的高浓度有机废水, 如不经处理直接排放将对水体造成严重的危害。因此, 对高浓度有机废水的处理应作为废水处理领域的一项重要的任务加以重视。
2 高浓度废水的来源及危害
对高浓度有机废水的定义通常是指废水COD大于1 000mg/L的废水[1], 如食品、发酵、化工、炼焦、医药、造纸、制革等行业排出的废水大多属于高浓度废水。这些废水成分复杂, COD、BOD、SS含量高且排放量大, 部分含有有毒有害物质, 对环境造成了极大的影响。
高浓度有机废水对环境的危害主要表现在需氧性污染危害, 消耗水中的溶解氧危害水生物的生长繁殖;酸、碱污染危害, 改变水体pH值, 干扰水体自净能力;感官性污染危害;致毒性污染危害, 排入水体的有毒物质不容易被降解, 会通过食物链富集进入人体, 危害人体健康等几个方面。
3 厌氧工艺处理高浓度废水
高浓度废水处理方法主要有化学处理法、物化处理法和生物处理法。生物处理法又因其成本低、处理效果好得到关注。生物处理法中的好氧生物处理适于中低浓度的废水, 厌氧处理技术适用于处理高浓度有机废水。厌氧处理技术主要是利用反应器内部的厌氧菌水解、产酸和产甲烷等阶段降解废水中的有机污染物[2]。此过程不但耗能低, 而且能够在有机物厌氧降解的同时, 产生沼气能源, 具有较好的处理潜力和经济效益, 且负荷高、产泥少、耐冲击负荷等多种优点而受到广大科研工作者的重视。经过100多年的发展, 厌氧生物反应器已经发展到第3代, 现分别对其进行介绍。
3.1 内循环 (IC) 厌氧反应器
IC厌氧反应器是由荷兰PAQUES公司在20世纪80年代研发推出的, 用以处理马铃薯、啤酒、食品加工等工业废水。IC厌氧反应器由两个UASB反应器一体化组合而成, 通过采用内循环技术大大提高了COD容积负荷, 能产生高的沼气量, 再配合内循环液的作用, 污泥处理膨胀流化的状态, 实现了泥水之间的良好接触, 强化传质效果。
与UASB相比, IC反应器有更高的容积负荷, 内循环提高了第一反应区的液相上升流速, 强化了废水中有机物和颗粒污泥间的传质, 使其有机负荷升高;IC厌氧反应器有更高的抗冲击负荷能力, 运行的稳定性更好, 主要是因为内循环的形成, 使得IC 厌氧反应器第一反应区的实际水理大于进水量, 循环水量可达进水量的3～20倍, 进水与循环水在第一反应区充分混合, 能使高浓度废水和含有有毒物质的废水得到稀释, 大大降低了其浓度及毒性, 降低原水对反应器的冲击, 从而提高反应器的耐冲击能力。通常情况下, IC厌氧反应器的容积负荷是普通UASB的4倍左右, 所以基建投资省, 占地面积也更小。IC厌氧反应器具有运行稳定性好、抗冲击负荷能力强、有机负荷高、占地面积小等一系列优点, 已成为第三代厌氧反应器的代表工艺之一。
3.2 折流板厌氧反应器
ABR反应器是由美国Stanford大学的Bachman和McCcrty等于20世纪80年代提出的一种高效新型厌氧反应器, 能有效改善单体反应器中存在的床体膨胀和床中水力沟流现象。反应器内设置若干竖向导游板, 将反应器分隔串联成几个反应室, 废水进入反应器后沿导流板上下折流前进, 废水中的有机质通过与微生物的充分接触而去除。ABR反应器独特的分格式结构及推流式液态使得每个反应室中可以培养出与流至该反应室中的污水水质、环境条件相适应的微生物群落, 从而导致厌氧反应产酸相和产甲烷相的分离, 两大类厌氧菌群可以生长在各自最适宜的环境条件下, 有利于充分发挥厌氧菌群的活性, 提高系统的处理效果。
ABR反应器的优点在于结构简单、无需机械混合装置、不易阻塞、污泥床膨胀程度较、投资成本和运转费用低;水力停留时间短、可采用间歇运行方式、耐水力冲击负荷和有机冲击负荷能力强。
3.3 膨胀颗粒污泥床
膨胀颗粒污泥床 (EGSB) 是荷兰Wageningen农业大学Lettinga于1976年提出, 是对UASB的一种改进工艺, 在UASB的基础上提高了液体的上升流速[3]:UASB采用的水力不升流速一般小于1m/h, 而EGSB采用较大高径比和出水回流循环量/进水流量比, 使其上升流速达到5～10m/h。EGSB的主要组成部成有进水配水系统、气固液相分离器、出水系统以及进出水循环系统。
EGSB主要特点是采用处理出水回流, 回流可增加反应器的水力负荷, 并且对超高浓度废水及有毒物质有一定的稀释效果, 既能保证高浓度污水处理效果, 也能降低有毒物质的抑制与毒害;反应器的设计采用塔形结构, 有较高的高径比, 能在提高上升流速的同时减少占地面积;高的水力负荷也使上面上升流速和搅拌速度增强, 确保废水与污泥的充分接触, 传质得到强化, 有效的解决了UASB的短流、堵塞等问题。
3.4 序批间歇式厌氧生物反应器
厌氧序批式反应器 (ASBR) 是20世纪90年代由美国R.R.Dague等[4]提出的一种新型高效厌氧反应器。ASBR工艺是一种间歇进水、间歇排放、悬浮生长的厌氧生物处理工艺。它由一个或者几个ASBR反应器组成, 运行时, 从废水分批进入反应器中, 经与厌氧污泥进行混合接触、生化反应和沉淀, 到净化后的上清液排出, 完成一个运行周期, 不必设置空转期。进水阶段反应器内基质浓度骤然增高, 微生物获得巨大推动力;反应阶段是有机基质转化成生物气的一个重要阶段, 这一阶段的时间由基质性质、出水水质要求等多种因素决定, 反应过程中可进行搅拌;沉淀阶段停止搅拌以使泥水分享, 反应器自身也为澄清池;在有效的泥水分离后进行出水。
这种工艺能够延长污泥在反应器的停留时间, 增加污泥浓度, 在反应器内能培养出沉降性能好、活性高的颗粒污泥, 提高厌氧反应器的负荷和处理率, 同时大大缩短具了水力停留时间, 从而减小了反应器的容积, 有利于厌氧技术用于生产规模的废水处理, 增强了厌氧系统的稳定性和对不良因素的适应性[5]。尽管ASBR运行上类似于厌氧接触, , 但ASBR的固液分离在反应器内部进行, 出水固液分离效果好, 不需另设澄清池;另外ASBR中不需设置UASB中复杂的三相分离器, 具有工艺简单、投资省、操作灵活、生化反应推动力大等优点, 而且温度对ASBR反应器影响小, 适应范围广。
4 结语
随着社会经济的发展, 高浓度有机废水的种类和数量将不断地增加, 厌氧处理在这一领域的运用必将越来越广泛。但是随着高浓度废水处理难度的增加, 单一的厌氧污水处理技术的运用存在一定的局限性。新型厌氧技术的产生以及不断改进的现有厌氧污水处理技术将在高浓度废水处理领域发挥日益重要的作用。
参考文献
[1]童昶, 沈耀良, 赵丹, 等.厌氧反应器技术的发展及ABR反应器的工艺特点[J].江苏环境科技, 2001, 14 (4) :9～11
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[3]Lettinga G.Anaerobic treatment of sewage and low strength wastewater.Proc[J].Anaerobic digestion, 1984 (2) :271～279.
[4]Dague R E, McKinney J T.Anaerobic activated sludge[J].Water Poll Control Fed., 1996, 38 (2) :220～226.
高浓度含磷化工废水预处理 篇10
关键词：含磷废水,石灰,化学沉淀法,深度处理
水中磷、氮等元素超标,会引起水体富营养化,含有大量营养成分的污水流入湖泊等封闭性水域,加速了水体的富营养化[1]。这种现象在我国还较为严重,给工业、水产业、农业以及旅游业都带来了极大的危害[2]。磷酸盐已被认为使水生植物过量生长的关键因素之一,这对鱼类等水生生物的生存有较大影响[3]。氮、磷等营养物质浓度升高,是藻类大量繁殖的原因,其中又以磷为关键因素。因此,如何有效降低污水中磷的浓度,对消除污染,保护环境,具有十分重要的意义[4]。
目前国内外处理含磷废水的主要技术有:生物法、化学沉淀法、电渗析法[5]。生物法是利用聚磷菌等微生物的作用除磷,主要有活性污泥法、A-O法、和改进了的A2-O法[6]。现在这些方法中有很多已普遍用于城市污水处理的实际运行当中了,但这类方法控制条件苛刻,一次性投入费用太高,并且存在出水水质很不稳定的问题,这些都限制了其在国内的发展[7]。本文主要研究了在化学沉淀法的基础上,选择石灰、氯化铝、氯化钙等药剂的投加比例,以最高效率的出去废水中的磷[8]。此种方法除磷效果好,运行操作稳定,特别适合于处理流量不是很大的高浓度含磷废水[9]。
1. 实验部分
1.1 仪器与药品
六联电动搅拌器(JJ-4);分光光度计(722s);pH计(PHS-3C);分析天平(Metter-Toledo)
磷酸二氢钾(分析纯)、抗坏血酸(分析纯)、四水合钼酸铵(分析纯)、酒石酸睇钾(分析纯)、过硫酸钾(分析纯)、浓硫酸(分析纯)、工业石灰、聚合氯化铝、氯化钙等。
1.2 实验方法:
1.2.1 总磷分析方法
采用钼酸铵分光光度法(GB11893-89)测定:在吸收波长为700 nm处,以蒸馏水为空白测定各不同浓度磷标准溶液的吸光度,进行线性回归得标准曲线方程。如图1所式.测定时,用一定体积的水样代替标准溶液在同样的条件下测定其吸光度,根据标准回归曲线方程查得磷含量(mg),将磷含量除以水样体积即得到水样中磷的浓度。
1.2.2 化学沉淀实验
称取一定量的各种药剂于烧杯中,加入一定量的废水,固定转速,常温搅拌一定时间后,减压抽滤,分析溶液中剩余磷的浓度。
2. 结果与讨论
2.1 用石灰处理结果
2.1.1 药剂用量对处理结果影响
称取石灰0.2 g、0.4 g、0.6 g、0.8 g、1.0 g、1.2 g分别置于6个250 mL烧杯中,加入含磷废水100 mL,水温25℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图1所示。
图2的试验结果说明,用石灰处理效果较明显,在排放标准的pH范围内,能够有效地去除废水中的磷。增大石灰用量可使去除率升高,但如果单纯靠增大石灰的使用量,使磷达标就需要大量的石灰,经济上难以承受。
2.1.2 反应时间对处理结果的影响
废水体积100 mL,水温25℃,试验测定了石灰的用量为0.6 g时不同反应时间的处理结果。
图3的试验结果表明,在试验范围内,延长反应时间有利于提高磷的去除率,但效果不甚明显,反应时间为60 min时较为恰当,时间太短达不到较好的处理效果,时间太长会增大运行成本。
2.2.2 石灰与氯化铝联用对处理结果的影响
称取石灰0.2 g、0.4 g、0.6 g、0.8 g、1.0 g分别置于5个250 mL烧杯中,加入Alcl3质量为0.05g含磷废水100mL,水温24℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图4所示。
比较图1-图3,我们可以发现石灰和氯化铝联用对提高磷的去除率有明显的作用。
2.2.3 石灰与氯化钙的联用对处理结果的影响
称取石灰0.2 g、0.4 g、0.6 g、0.8 g、1.0 g分别置于5个250 mL烧杯中,加入Cacl2质量为0.05g含磷废水100mL,水温24℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图5所示。
比较图1和图4,结果发现石灰与氯化钙联用对磷的去除率也有较大的提高。
2.2.3. 1 石灰与氯化钙的联用时氯化钙的用量对处理结果的影响
称取石灰0.6 g,氯化钙用量为0.05 g、0.06 g、0.07g、0.08 g、0.09 g分别置于5个250 mL烧杯中,加入含磷废水100 mL,水温24℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图6所示。
分析图4和图5,我们发现氯化钙的加入对磷的去除作用很明显,并且随着氯化钙加入量的增加磷的去除率也增大。
2.2.4 石灰、氯化钙、氯化铝联用后的处理结果
2.2.4. 1 石灰、氯化钙、氯化铝联用时氯化铝的用量对处理结果的影响
称取氯化铝0.01 g、0.02 g、0.03 g、0.04 g、0.05g分别置于5个250 mL烧杯中,加入含磷废水100 mL,氯化钙的质量为0.05 g,固定石灰的用量为0.6 g,水温24℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图7所示。
图7的数据表明在该组试验条件下,三种药剂同时使用时对磷的去除有了很大的提高。
2.2.4. 2 石灰、氯化钙、氯化铝联用时氯化钙的用量对处理结果的影响
称取氯化钙0.01 g、0.02 g、0.03 g、0.04 g、0.05g分别置于5个250 mL烧杯中,加入含磷废水100 mL,氯化铝的质量为0.05 g,固定石灰的用量为0.6 g,水温24℃,反应时间60 min。测定其磷浓度,结果如图8所示。
图8的数据表明在该组试验条件下,三种药剂同时使用时对磷的去除有了很大的提高。
3 结论
[1]用石灰沉淀法处理效果较好,但单纯用石灰处理石灰用量过大,在运输、运行等方面不方便,并且出水pH值较大,不符合排放标准。
[2]采用石灰与氯化铝、氯化钙混合使用,可以解决上述问题。
[3]100mL废水固定石灰用量为0.6 g,氯化铝0.05g,氯化钙0.05 g处理效果较好。
参考文献
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好氧序批式MBR处理高浓氨氮废水05-28
高浓度瓦斯07-30
大气高浓度污染11-17