接触氧化

接触氧化（精选11篇）

接触氧化 篇1

1 引言

Ag Sn O2电接触材料是近年发展较快的一种无毒无害的新型银金属氧化物电接触材料[1], 其具有优良的抗电弧侵蚀性和抗熔焊性、良好的热稳定性和耐磨损性、较好的抗材料转移能力, 目前在交直流接触器、功率继电器和低压断路器等领域已经部分或全部取代了有毒的Ag Cd O材料[2~5]。但是, Ag Sn O2电接触材料在制备和实际使用过程中还存在一些问题, 如接触电阻不稳定、温升高、室温塑性和延展性差、材料不易加工成形等, 这些问题极大地限制了Ag Sn O2电接触材料的实际应用且增加了研究难度[6~10]。为此, 国内外的电接触材料研究者一直都在研究如何通过改进制备工艺、改善Sn O2颗粒与Ag界面的浸润性和加入添加剂来解决上述问题[11~15]。

Ag Sn O2电接触材料性能的优劣与制备工艺密切相关, 所选择的制备方法既影响其力学、电学性能, 又影响其接触性能, 如接触电阻、温升和抗熔焊特性等。Ag Sn O2电接触材料的主要制备方法有传统的粉末冶金法和内氧化法[16~20]。传统的粉末冶金法工艺是将银粉和Sn O2粉机械混合, 再通过压制成形、烧结、挤压等手段获得Ag Sn O2电接触材料。该法优点在于可根据特殊性能要求任意改变添加剂的类型与数量;所得的电接触材料组织结构均匀。但是粉末冶金法容易在材料中引入外来杂质;若Sn O2颗粒粒度较大, 会造成接触电阻大、温升高、耐电弧烧蚀性能较差;若混合不均匀, 易出现粉末团聚, 造成材料的力学物理性能和电性能劣化。

内氧化法是将固溶体合金在O2气氛下进行热处理, 使溶质元素形成氧化物颗粒, 并均匀地分布在合金基体金属中, 获得金属基氧化颗粒复合材料的一种工艺方法。采用内氧化法制备的Ag Sn O2电接触材料具有Sn O2颗粒细小、晶粒结构微细、强度硬度较高、耐电弧烧蚀性能和抗熔焊性能优异等特性[21~26]。但是该法制备的材料若本身组织不均匀, 氧化后基体易出现贫氧化物带和氧化物聚集, 甚至出现夹杂和气孔等组织缺陷。采用多层复合、单面内氧化、添加元素、提高内氧化速度、细化氧化物粒子、增加氧化物在银基体中的弥散程度等方法可以消除上述组织缺陷。

2 Ag-Sn合金内氧化热力学

在Ag-Sn合金氧化过程中, O2溶解到合金相中, 并在合金相中扩散, 合金中较活泼的Sn与O发生反应, 在合金内部生成Sn O2颗粒, 这个过程定义为Ag-Sn合金内氧化。由化学反应热力学可知, 内氧化首先是择优氧化, 对于Ag-Sn合金, 择优氧化包括Ag不氧化和Sn氧化两个方面。氧化温度T和氧分压PO2是控制目标氧化物分解和形成的关键因素。计算Ag-Sn合金发生内氧化的上、下限临界氧分压的相关氧化反应如下[27,28]:

根据吉布斯自由能函数ΔG=ΔGθ+2.303RTlg Qp, 其中R为气体摩尔常数, 取R=8.314 J/ (mol·K) ;Qp为气体分压商, 是一比值, 无量纲;ΔGθ为氧化反应的标准吉布斯自由能;T为氧化温度。令ΔG=0, 则有:lg Qp=-ΔGθ/2.303RT。

对于反应 (1) , 分压商为:

同理, 得出:

由上面的计算结果得出, 一定氧化温度下, Ag-Sn合金实现择优氧化并生成单一氧化物Sn O2, 存在一个由式 (6) 和式 (7) 决定的上限临界氧分压与下限临界氧分压。据此可绘出Ag-Sn合金的氧化热力学条件区位图, 如图1所示。

由图1可知, 在相同温度下, Ag、Sn元素生成氧化物由易到难依次为:, 相应生成的氧化物的稳定性顺序为:Sn O2>Sn O>Ag2O。因此, 通过合理控制氧化温度与氧分压条件, 就能够实现Sn元素发生氧化反应而Ag元素不被氧化, 即Ag-Sn合金体系实现内氧化在热力学上是可行的。但应特别注意避免Sn O相的形成, 该相的氧分压由公式 (6) 所确定。基于式 (6) 和式 (7) , 可以得出Ag-Sn合金内氧化生成Ag Sn O2材料的内氧化的临界热力学条件为。例如, 内氧化温度为600℃ (873.15K) , 将该温度代入式 (6) 得氧分压的上限临界值为-2.875, 代入式 (7) 得氧分压的下限临界值为-23.972, 只要调节气氛中氧分压的对数值处于[-23.972, -2.875]区间内, 就可实现Ag-Sn合金的内氧化, 从而制得Ag Sn O2材料。

3 内氧化时Sn O2颗粒的形核、长大和粗化过程

用粉末冶金法将Ag-Sn合金粉末在一定压力下压制成形, 使压坯具有约90%的相对密度, 得到孔隙率约为10%的多孔体, 然后在大气气氛条件下于箱式电阻炉中内氧化。由于材料中存在一定量的间隙, O元素才得以畅通地渗入, 从而更加充分吸附在合金粉末表面, 体系的氧分压将始终保持大气气氛中O的分压。内氧化时Sn O2颗粒的形核、长大和粗化过程如下所述, 其示意图如图2所示。

3.1 O的吸附

当大气中的O2分子通过材料间隙到达合金粉末表面时, 便吸附在合金粉末表面, 吸附的O2分子在一定的氧化温度下再分解成吸附O原子, O的吸附过程如下:

3.2 Sn O2颗粒的形核

吸附O原子通过体扩散和短路扩散进入到Ag-Sn合金粉末内部, 同时Sn原子由合金内部向表面扩散 (Sn原子向外扩散的速度远小于O向内扩散的速度) , 进而在反应前沿建立起脱溶形核的临界积[N (Sn) ·N (O) ], 发生Sn O2颗粒的脱溶形核。

3.3 Sn O2颗粒的长大

Sn O2颗粒脱溶形核后, Sn原子和O原子继续在已形核的Sn O2颗粒表面聚集, 导致Sn O2颗粒的初次长大, 直到反应前沿向前移动并且Sn原子供应不足为止。此时, 该微区域的颗粒停止长大。然后, O原子继续向粉末内部扩散, 反应前沿继续推进直到Ag-Sn合金粉末中所有Sn全部被氧化为止。

3.4 Sn O2颗粒的粗化

Sn O2颗粒的粗化过程主要分为3个阶段。首先, Sn O2颗粒溶入到银基体中, 重新变为Sn原子和O原子;其次, Sn原子和O原子在银基体中发生扩散;最后, Sn原子和O原子在相对较大的Sn O2颗粒表面聚集长大。因此, Sn O2颗粒的粗化实质上是Ostwald熟化, 即一些大尺寸的Sn O2颗粒出现长大, 而小尺寸的则发生萎缩, 脱溶形成的Sn O2颗粒发生竞争性长大。若Ag-Sn合金内氧化在较低温度下进行, 则Ostwald熟化进程较慢, 完成内氧化所需时间较长, 会导致已形成的Sn O2颗粒数量减少, 颗粒尺寸增大;若内氧化在较高温度下进行, 则Ostwald熟化进程较快, 会发生Sn O2颗粒的急剧粗化。

因此, 选择合适的内氧化温度, 才能制备出具有Sn O2颗粒细小、晶粒结构微细、性能优异的Ag Sn O2电接触材料[29,30]。

4 内氧化法制备Ag Sn O2电接触材料的组织与性能

本试验提出了一种采用合金粉末成形-内氧化-热挤压复合工艺制备Ag Sn O2电接触材料的新工艺。具体工艺流程为Ag-Sn合金真空雾化制粉→模压预成形 (保留约10%孔隙率) →内氧化处理 (内氧化温度800℃/2.5 h) →复压→热挤压 (温度850℃) →ϕ10 mm的丝材。该复合新工艺制得的Ag Sn O2 (12) 电接触材料的显微组织照片见图3, 性能见表1。

由图3可见, 内氧化新工艺制得的Ag Sn O2 (12) 材料组织均匀, Sn O2颗粒细小, 呈近球形弥散分布于银基体中, 未见明显颗粒团聚、夹杂、气孔等组织缺陷。从表1可以看出, 所得Ag Sn O2 (12) 材料强度硬度较高, 塑性较好, 电阻率较低, 具有优异的综合性能。

5 结束语

Ag Sn O2电接触材料作为最具发展潜力的替代Ag Cd O的新型复合材料, 在继电器、微动开关、接触器、断路器等领域具有广泛的应用前景。内氧化法是目前国内外规模化生产Ag Sn O2系列电接触材料研究的一个最为活跃的方向。本文提出的合金粉末成形-内氧化-热挤压复合新工艺, 对改善Sn O2颗粒在银基体中的弥散分布、提高其室温塑性具有积极作用, 有望成为一种工业化生产高品质Ag Sn O2电接触材料的制备方法。同时, 随着Ag Sn O2电接触材料应用领域的不断拓展和使用要求的不断提高, 其力学和电学性能也还有待进一步增强。今后对该类电接触材料的研究将围绕内氧化微观机制、Ag与Sn O2界面润湿性改善、简化制备工艺等方面来开展。

摘要：AgSnO2电接触材料具有优良的抗电弧侵蚀性和抗熔焊性, 在交直流接触器、功率继电器和低压断路器等领域已经部分或全部取代了AgCdO材料。内氧化法是制造AgSnO2电接触材料工艺最成熟、应用最广泛的一种方法。本文计算了Ag-Sn合金的内氧化热力学条件参数, 论述了内氧化过程中SnO2颗粒的形核、长大和粗化过程, 并采用合金粉末成形-内氧化-热挤压新工艺制备了SnO2颗粒细小弥散、性能优越的AgSnO2电接触材料。

关键词：AgSnO2电接触材料,内氧化,热力学,形核

接触氧化 篇2

水解-接触氧化工艺处理印染废水

摘要：针对印染废水的.水质特点,本文采用水解酸化与接触氧化相结合的生化工艺对废水进行处理.水解酸化和好氧接触设计停留时间均为10h,运行结果表明,水解酸化单元可有效提高废水的可生化性,废水经水解酸化后B/C值可从0.2～0.3提高至0.4左右,有效保证了好氧接触处理效果.根据环保监测结果,COD一般在80mg/L,BOD5在10mg/L以下,COD去除率80%以上,BOD5去除率90%以上.作 者：陈晗 龚明 CHNE Han GONG Ming 作者单位：南通市环境监察支队,江苏,南通,226006期 刊：水处理技术 ISTICPKU Journal：TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT年，卷(期)：2006,32(12)分类号：X703.1关键词：水解酸化 接触氧化 印染废水

接触氧化 篇3

关键词：中药提取废水;UASB反应器;接触氧化

引言

中药制药工业是国家鼓励产业，随着国内中药制药行业的发展，产业规模不断加大，随之产生的制药废水量也不断增多。在新环保法的颁发之下，企业在追求经济效益的同时也开始更多地注重环境效益，如何稳定达标排放中药提取废水是企业亟待解决的问题。

1中药提取废水的产生途径

1.1前处理工艺

使用自来水对药材进行清洗、并对药材加入自来水蒸煮，产生洗药废水。

1.2提取工艺

将经前处理的备用药材投入到提取罐中，并按比例加水加热至沸腾，得到药液。提取罐清洗及药渣脱水时产生废水。此部分废水浓度较高，对COD、色度、悬浮物等污染物的贡献值最大。

2中药提取废水的特点

中药提取废水是制药废水中最难处理的废水之一，具有COD、悬浮物浓度高、色度深、可生化性差，水质水量波动大等特点，因此必须采取有针对性的处理工艺才能对废水进行有效的处理。

3治理工艺设计

3.1预处理工艺：格栅+沉渣池+混凝沉淀

废水中含有大量的药渣、植物纤维，此类药渣非常容易堵塞水处理系统中的水泵、管件，导致系统无法正常运行，必须在进入后续主体工艺之前将其去除。使用机械格栅及沉渣池将大颗粒的固体颗粒去除，并在后续的混凝沉淀池中调节PH至碱性，投加PAC、PAM去除细小的悬浮物颗粒，降低污染物浓度，保护机械设备和生化反应系统。

3.2厌氧工艺：UASB反应器

UASB反应器即升流式厌氧污泥床，是一种微生物悬浮生长型的厌氧反应器，通常是处理浓度较高的污水。UASB由污泥反应区、气液固三相分离器（包括沉淀区）和气室三部分组成。在底部反应区内存留大量厌氧污泥，具有良好沉淀性能和凝聚性能的污泥在下部形成污泥层。需处理的污水从厌氧污泥床底部流入与污泥层中污泥进行混合接触，污泥中的微生物分解污水中的有机物，转化为沼气。沼气以微小气泡形式不断放出，微小气泡在上升过程中，不断合并，逐渐形成较大的气泡，在污泥床上部由于沼气的搅动形成一个污泥浓度较稀薄的污泥和水一起上升进入三相分离器，沼气碰到分离器下部的反射板时，折向反射板的四周，然后穿过水层进入气室，集中在气室的沼气，用导管导出，固液混合液经过反射进入三相分离器的沉淀区，污水中的污泥发生絮凝，颗粒逐渐增大，并在重力作用下沉降。沉淀至斜壁上的污泥沿着斜壁滑回厌氧反应区内，使反应区内积累大量的污泥，与污泥分离后的处理出水从沉淀区溢流堰上部溢出，然后排出污泥床。

在UASB反应器中，废水中的污染物经过以下四个阶段进行降解：

（1）水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子。分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解。

（2）酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸（VFA），同时还有部分的醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等产物产生。

（3）产乙酸阶段：在此阶段，上一步的产物进一步被转化成乙酸、碳酸、氢气以及新的细胞物质。

（4）产甲烷阶段：在这一阶段，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇都被转化成甲烷、二氧化碳和新的细胞物质。这一阶段也是整个厌氧过程最为重要的阶段和整个厌氧反应过程的限速阶段。

针对中药提取废水COD、SS、色度高、可生化性差的特点，采用UASB工艺能够对大分子有机物进行有效地去除，并提高废水中的可生化性，降低色度和悬浮物浓度，减轻后续好氧生化系统的负荷，节省能耗。

3.3好氧处理工艺：接触氧化

在池内设置填料，已经充氧的污水浸没全部填料，并以一定的流速经填料，填料上长满微生物，污水与生物膜相接触，在生物膜微生物的作用下，污水得以净化。填料上的微生物数量、种类繁多，可以高负荷运行，对冲击负荷有较强的适应能力，操作简单，运行方便，污泥生成量少，节省工程投资。

经过了前面的处理工艺后，废水中悬浮物、色度以及可生化性都得到了较大的改善，此时适合采用接触氧化法对废水中的COD、BOD进行重点去除。

4工程实例

广东某中药厂是生产中药颗粒制剂为主的大型制药企业，其废水主要为中药提取废水，污水处理工艺为“机械格栅+沉渣池+混凝沉淀+UASB反应器+接触氧化+化学脱色+沉淀过滤+消毒回用”。经过较长时间的运行，其处理效果良好，达到了《中药类制药工业水污染物排放标准》（GB21906-2008）中表2排放限值，并可将部分出水回用于厂区绿化，取得良好的经济效益与环境效益。进水浓度及排放标准如下表：

表1- 1进水水质参数

项目

pH

CODcr

BOD5

氨氮

SS

色度

总磷

进水浓度

7.32

1170

336

76.3

2546

64

24.9

排放标准

6-9

≤100

≤20

≤8

≤50

≤50

≤0.5

注：上述表中除了pH为无量纲外，其余指标浓度单位均为mg/L。

5小结

随着国家环保法律法规的日益严格，作为国家重点扶持的制药行业必须带头重视环境保护，确保产生的废水不会对水体产生污染。本文希望通过对中药提取废水治理工艺设计的探讨能够为广大制药企业提供建议与参考，更好地推动环境保护工作。

参考文献：

[1]王珏.中药废水处理技术探讨.广东化工.2009（04）138-140

接触氧化法除铁的滤料选择 篇4

关键词：锰砂,除铁效果,催化剂

1 天然锰砂本身对水中亚铁离子的氧化是否有催化作用

1933年, 最早的除铁理论提出锰砂表面的二氧化锰是亚铁离子氧化的催化剂, 这个观点后来被发展为天然锰砂暴气除铁的经典理论, 这个理论认为天然锰砂的除铁过程是: (1) 锰砂表面的二氧化锰被水中的溶解氧氧化为七价锰的氧化物。 (2) 七价锰的氧化物将水中的二价铁氧化为三价铁, 同时本身还原为二氧化锰, 用反应式表达为:

由于天然锰砂接触氧化法除铁不要求暴气, 原水可直接进入滤池过滤, 因而, 可省去反应池和沉淀池, 受到普遍推广。但是, 在长期的实践中人们发现了许多与上述理论矛盾的现象。如:在除铁过程中, 锰砂表面逐步被棕黄色的铁质化合物所包围, 但除铁效能并未因锰砂表面被覆盖而减弱;新锰砂滤料初期除铁效果并不好, 只有经过一段时间的除铁运行后, 锰砂表面被铁锈所覆盖, 才开始具有稳定的除铁能力;当滤层反冲洗时, 如果反冲洗强度过大, 时间过长, 则其过滤水质变差。这三个现象都可说明表面清洁的锰砂滤料除铁效果并不好, 表面越洁净, 对亚铁离子的催化作用越小。这使人们产生了怀疑, 锰砂对亚铁离子的氧化是否有催化作用?要想证明锰砂不是催化剂, 还必须找出加快亚铁离子氧化的催化物质。

2“铁质活性滤膜”是催化剂

试验发现, 在去除亚铁离子的过程中, 滤料表面会逐步附着一层铁质化合物, 随着这层铁质化合物数量的增加, 滤层的除铁效果明显增强, 如果把这层铁质化合物重新冲洗掉, 其除铁效能降低。显而易见, 这层铁质化合物对亚铁离子的氧化有强烈的催化作用。

我们发现, 一个发育成熟的滤料, 除核心为原滤料外, 外层是一些疏松状的物质。我们将表面附有疏松物质的滤料与经过认真清洗表面不再有疏松物质的滤料分别装入两根滤料试管中, 实验证明带有疏松物质的滤料除铁效果良好, 而洗去疏松物质的滤料滤后水质很差。这表明起催化作用的不是内层较密实的铁质化合物。而是表面疏松的铁质化合物, 为方便起见, 将其称为“铁质活性滤膜”。

试验还发现, 如果把发育成熟的滤料取出后存放一段时间, 那么, 表面“铁质活性滤膜”的催化作用就会相应减弱。我们用三根滤管进行试验, 一根装入发育成熟的滤料马上投入运行, 另外两根分别搁置不同时间后再投入运行, 试验结果表明, 搁置一段时间在运行的滤料除铁性能已大大降低, 搁置时间越长, 滤料的除铁效能越差。此现象说明, 铁质滤膜尚有个“活性”问题。即它的催化作用只有在连续的除铁过程中才能发挥作用, 并在这个过程中不断覆盖 (或更新) 新滤膜, 才能使滤料永远保持活性。

既然起催化作用的是“铁质活性滤膜”, 那么, 无论采用何种滤料, 只要在滤料表面形成“铁质活性滤膜”, 就可达到稳定的除铁效果, 实验和生产实践都证明了这个事实。

综上所述, 起催化作用的不是滤料本身, 而是“铁质活性滤膜”。那么, 滤料品种对除铁效果有什么影响呢?

3 滤料品种对接触氧化法除铁的影响

滤料品种对除铁效果的影响, 主要表现在新滤料层的初期运行, 随着除铁运行的继续, 各种滤料的除铁能力趋于接近, 这时, 可以观察到滤料的表面已呈棕黄色, 即为“铁质活性滤膜”所包围。这说明在滤料表面的“铁质活性滤膜”未完全形成之前, 滤料的品种对除铁效果有一定的影响, 但影响是短期的。一旦“铁质活性滤膜”包围了滤料, 滤料本身对亚铁离子的作用也就慢慢消失。

3.1 不同品种滤料的初期除铁能力

为探索新滤料的初期去铁能力, 曾用无氧和有氧含铁地下水进行对比试验, 结果表明无论含铁地下水中是否含有溶解氧, 经过滤层过滤, 水中的亚铁离子在一段时间内都能全部或部分被去除。

我们还对有氧、无氧环境下同一滤料的除铁能力进行试验, 其结果是:同一种滤料的初期去铁能力, 无论是有氧或无氧都基本相同, 这表明新滤料的初期除铁能力与水中有无溶解氧无关, 而只与滤料本身的性质有关。

滤料品种不同, 其初期除铁能力亦有很大差异, 表1是我们对部分滤料的测定结果。其中:广西马山锰砂的初期运行除铁能力最大, 为5000毫克铁/升滤料, 而石英砂最差, 仅为24毫克铁/升滤料。

在无氧状态下, 新滤料层截留的铁质经分析后大部分为亚铁, 这表明, 新滤料层除铁主要是吸附作用。

3.2 滤料品种对滤膜形成的影响

试验表明, 新滤料表面吸附的亚铁离子, 氧化后生成的高铁氢氧化物与活性膜有很大的差异, 表现在:第一, 新滤料表面的高铁氢氧化物构造非常密实, 过滤时阻力很小, 当滤料中截留的铁质数量相同时, 新滤料滤层的水力阻抗比随着滤膜的滤层要小数十倍。第二, 在新滤料表面最初形成的高铁氢氧化物并没有强烈的催化活性。

那么, 滤料初期的吸附能力与“铁质活性滤膜”形成之间的关系到底如何呢?我们通过六种滤料对比实验证明:相同的水质, 不同的滤料, 尽管初期吸附能力不同, 但滤料表面形成“铁质活性滤膜”的时间基本相同 (见表2) 。

即:不同品种的滤料, 只要经过大致相同时间的除铁运行, 都能在其表面自然形成具有强类催化作用的“铁质活性滤膜”。

4 总结

天然锰砂、河砂、煤等滤料一般都不具备对亚铁离子氧化的催化作用, 在接触氧化法中, 所有滤料的作用都是作为载体而工作。

在接触氧化法除铁中, 起作用的是在滤料表面自然形成的“铁质活性滤膜”。任何滤料, 只要附着有这种滤膜, 都具有稳定的除铁能力。

不同品种的滤料本身对亚铁离子有不同的吸附能力, 在新滤料运行初期对除铁效果有一定影响。当地下水中含铁量不高时, 采用锰砂滤料可获得理想的初期出水。但当原水含铁浓度很高时, 滤料品种不同对初期出水水质的影响并不明显。

滤料本身吸附能力的大小和滤料表面自然形成“铁质活性滤膜”的时间无关。

接触氧化 篇5

摘要：采用水解酸化-生物接触氧化-光催化处理印染废水的`试验,日处理水量60L,COD及色度的去除率分别都能达到90%以上.出水水质达到<纺织印染行业水污染物排放标准>(GB4287-92)一级标准.作 者：于佳 许吉现 孙广垠 王燕 作者单位：于佳,许吉现,孙广垠(河北工程大学城市建设学院,河北,邯郸,056038)

王燕(水利部海委引滦工程管理局,河北,唐山,064309)

接触氧化 篇6

摘要:采用微生物学方法,冬季时从污水处理厂曝气池的活性污泥中分离出具有较高生物活性和代谢有机污染物能力的低温微生物x1005和x1213菌株,在此基础上分别进行低温条件下UASB法处理猪场废水降解能力的测定。试验结果表明:x1005和x1213菌株对污水中COD的去除率分别为72.5 %和67.1%;对BOD的去除率分别为56.7%和49.3%;对SS去除率分别为5.1 %和3.2 %。

关键词:低温微生物;猪场粪污;厌氧污泥床法

中图分类号:X703.1文献标识码:ADOI编码:10.3969/j.issn.1006-6500.2009.03.003

Study on Application of Cold-adapted Microorganism in UASB

LIANG Hai-tian1,WANG Yu-hong2,LI Yu-hua1,LI Yan1,ZHAO Lin-na1,GAO Xian-biao1,SHEN Hong3,WANG Hong-yang3

(1.Tianjin Institute of Agriculture Resources and Environment,Tianjin300192,China;2. Tianjin Product Quality Inspection Technology Research Institute, Tianjin 300384, China;3.Environmental Protection Detection Station in Tianjin City Xiqing Area, Tianjin 300380,China)

Abstract:In this paper, cold-adapted microorganism x1005 and x1213 that have higher biological activity and metabolize ability of organic pollutants were isolated from activated sludge in winter by microbiology technique. On the base of it, the metabolize ability of x1005 and x1213 on piggery wastewater by UASB were tested in low temperature sewage. The results showed that the highest COD removal rate of x1005 and x1213 was 72.5% and 67.1%, respectively. The BOD removal rate of x1005和x1213 could reach to 56.7% and 49.3%. The SS removal rate of x1005 and x1213 was 5.1% and 3.2%.

Key words: cold-adapted microorganism;piggery wastewater;up-flow anaerobic sludge bed

近年来,随着我国经济的发展,生猪饲养的集约化水平逐年增高,集约化猪场对环境的污染和粪污的资源化是限制猪场发展的重要因素[1]。由于集约化猪场水冲式清粪产生的有机粪水具有高浓度和高固形物含量的特点,目前多采用厌氧法、活性污泥曝气氧化、氧化塘、生物膜处理等生物工艺对其进行处理。其中,活性污泥曝气法需要大的设备投资,能耗高,运行耗费用大[2];氧化塘处理法需要较大的占地面积,处理慢,时间长;生物膜法适合处理低浓度可溶性污染物的污水,但是容易发生滤床堵塞[3-5];厌氧法又包括厌氧接触工艺、下流式厌氧滤器、上流式厌氧污泥床(UASB)和厌氧滤器(AF)等工艺,其设备投资小,耗能低,运行耗费不高,并还可在处理污水的同时,获得沼气生物能源[4]。

自从1887年Forster分离出能在0 ℃条件下生长的微生物以来,低温微生物在环境修复领域中的作用越来越引起人们的关注。我国北方地区冬季低温期较长,低温会降低微生物对有机物质的降解效果,对微生物的生长产生明显的抑制作用[6,7],导致粪污资源化处理效率下降。而低温微生物的代谢机制使它们能够在低温下很好地生长和代谢,有些低温微生物产生胞外酶,能分解环境中的大分子物质,如蛋白质、碳水化合物或小分子的环境污染物,还可分解人工合成的一些化合物[8]。因此,在寒冷及适温环境条件下如果采用适当的菌种、起始温度和保持条件,大规模的牲畜粪便的厌氧耐冷分批消化是可行的。本研究根据集约化猪场的具体情况,研究低温微生物在UASB-生物接触氧化反应器中的初步应用。

1材料和方法

1.1材 料

分离菌株的样品来自天津、哈尔滨等地的污水处理厂、养猪场沼液及河泥等27个样品。对样品预处理后进行低温微生物菌株的分离筛选、纯化和保存。

细菌富集培养基(SEA):500 g/L土壤浸汁100 mL,FePO4 10 mg,葡萄糖2.5 g,酵母粉0.5 g,蛋白胨5 g,琼脂20 g,蒸馏水900 mL;分离发酵培养基:牛肉膏蛋白胨培养基;酵母菌富集培养基:麦芽汁(7波美度)98 mL,琼脂2 g;分离发酵培养基:加富PDA。

1.2方 法

1.2.1低温微生物的富集将少量污泥样品加入100 mL富集液体培养基中,150 r/min 5 ℃摇床培养5 d,吸取10 mL 培养液转接入新鲜培养基中,连续转接3次。

1.2.2低温微生物的分离筛选采用稀释平板法进行分离,将富集培养液梯度稀释后,取0.1 mL稀释液分别涂布于平板培养基上,5 ℃培养72 h;将单菌落平板划线分离纯化,纯化的菌株转接斜面培养后保存。将获得的低温菌株,按照1.2.4的方法测定COD的去除率,进一步筛选菌株。

1.2.3猪粪水低温处理试验取一环菌株接于SEA液体培养基100 mL中,150 r/min 8 ℃培养72 h,3 500 r/min离心20 min,用无菌蒸馏水洗涤菌泥2次,离心后菌泥用100 mL无菌蒸馏水定容,以10%(体积比) 接种于装有灭菌猪粪水的三角瓶中,150 r/min 8 ℃培养,间隔一定时间测定COD、氨态氮、总磷。

1.2.4分析方法COD 测定:碱性高锰酸钾法;氨态氮测定:纳氏分光光度法;总磷测定:钼蓝比色法。

2结果与分析

2.1低温微生物的筛选及其处理效果

共筛选到32株能在5℃下生长的低温微生物。对32个菌株进行猪粪水处理应用试验表明,其中x1005和x1213对COD具有较高的去除效果。

2.1.1x1005和x1213菌株对COD 去除效果由图1可以看出,菌株x1005和x1213对COD均有较强的去除能力。在0～8 h,x1005菌株对COD的去除效果明显高于x1213菌株,达到了58.3%,表明此菌株更适于低温环境。48 h后COD的去除效果达到基本稳定,x1005和x1213的去除率分别为73.3%和65.7%。

2.1.2x1005和x1213菌株对氨态氮的去除效果由图2可以看出,经过48 h的摇床培养试验,2个菌株对氨态氮的利用均呈稳定上升趋势,最后分别达到了76.9%、64.5%。

2.1.3x1005和x1213菌株对全磷的去除效果由图3可以看出,在0~8 h,2个菌株对总磷去除效果均不明显,分别为10.2%、7.0%;随着时间的延长, x1213菌株对总磷去除效果显著提高,48 h时达到了53.9%,而x1005菌株对总磷的去除率只有14.0%。

2.2低温微生物在UASB-生物接触氧化反应器中的应用

在低温微生物菌株筛选试验中,我们筛选到了2株低温微生物菌株,分别是x1005和x1213,在48 h内对COD的去除率分别为73.3%和65.7%。但筛选试验是在实验室的三角瓶中完成的,现在需要把这两个菌株投入到UASB-生物接触氧化反应器的接触氧化池中,进行低温微生物实际的应用效果研究,发酵液3 500 r/min离心20 min,用无菌蒸馏水洗涤菌泥2次,离心后菌泥用等量无菌蒸馏水定容,投加量为5‰,对照为不投加低温微生物的处理,运行温度为10 ℃,主要测定指标为COD、BOD和SS。

2.2.1x1005和x1213菌株对COD的去除效果从表1可知,低温微生物x1005组和x1213组对UASB中猪粪水的COD的平均去除率均高于对照组,说明菌株x1005和x1213对UASB中污水的COD具有一定的降解效果。

2.2.2x1005和x1213菌株对BOD 的去除效果从表2可知,低温微生物x1005组对UASB中猪粪水的BOD的平均去除率高于对照组,而x1213组与对照组无明显差别,说明菌株x1005对污水中的BOD具有一定的去除效果。

2.2.3x1005和x1213菌株对SS的去除效果从表3可知,低温微生物x1005组和x1213组对UASB中猪粪水的SS的平均去除率与对照组无明显差别,说明菌株x1005和x1213对污水中的SS降解效果不明显。

3讨 论

本试验筛选的低温微生物x1005组和x1213组在实验室中对猪粪水中的COD、BOD和SS均有明显的去除效果,而在UASB-生物接触氧化反应器中去除效果则不明显,可能是由于在UASB-生物接触氧化反应器中微生物区系组成复杂,影响厌氧消化的因素较多,如温度、pH值、微生物量、营养状况、混合接触状况等。试验进水中可生物降解COD和可酸化COD比例的变化也可能对低温微生物的降解效果产生一定的影响。

综上所述,自然界中低温微生物对污染物的降解与转化,对物质循环起着重要的作用,由于低温微生物在低温条件下具有相对高的生长速率,因而在低温环境下对污染生物修复具有广泛的应用前景。

参考文献:

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接触氧化 篇7

1 水质情况及排放要求

生产废水日排水量400m3, 即16.7m3/h, 废水为橡胶废水, 设计出水水质满足国家《污水综合排放标准》 (GB 8978-1996) 中的二级排放标准, 处理后达标排放至市政污水管网。水质情况见表1。

2 工艺设计

目前, 橡胶制品生产废水的处理方法主要有:混凝沉降法、混凝气浮法、电化学法、生物法以及用于深度处理的吸附法和反渗透法。生物法根据需氧与否主要分为厌氧生物法和好氧生物法, 而用于橡胶废水处理时, 主要有活性污泥法、水解酸化法和生物接触氧化法等[1]。

水解酸化法主要用来处理含难降解有机物、可生化性不高的工业废水, 是利用有机物厌氧分解过程中酸性发酵阶段的特点, 将某些难降解的大分子有机物转化为易被微生物降解的小分子有机物, 从而改善废水水质, 提高橡胶制品生产废水的可生化性。

生物接触氧化工艺的主要优点是技术成熟, 操作简单, 能有效去除废水中的CODCr、BOD5, 对冲击负荷有较强的适应性, 剩余污泥少[2]。

本工程采用水解酸化、生物接触氧化相结合的工艺。

2.1 工艺流程

橡胶制品生产废水中含有不溶性有机物, 悬浮物较多, 其不溶性有机物颗粒较小, 这也是造成水中CODCr的主要原因。[3]原水经格栅去除大块的悬浮物质, 流入调节池对水质、水量进行调节, 加入H2SO4对水质进行中和, 通过曝气对池内废水进行搅拌, 使废水完全混合[4]。通过提升泵将废水提升至初沉池中, 通过加药、絮凝、沉淀将悬浮物去除。由于该废水中的CODCr和BOD5的比值较小, 生化性差, 在生化处理前, 采用水解酸化工艺, 通过微生物的兼氧呼吸作用, 使废水中的悬浮物及部分有机物得以去除, 并使某些难降解和高分子有机物降解为小分子易降解物质, 提高废水的可生化性。水解后的废水进入接触氧化池, 通过附着于填料上大量微生物的生化降解、吸附作用, 去除污水中的各种有机物质, 使污水得到净化。通过好氧生物处理后, 进入二沉池, 完成泥水分离, 处理后达标排放。初沉池与二沉池内污泥排入污泥浓缩池中, 通过浓缩收集后, 经过带式污泥脱水机压成泥饼后外运填埋。

注:各项目单位除pH外均为mg/L。

工艺流程见图1。

2.2 主要构筑物

主要构筑物见表2。

3 运行效果

实例工程于2008年12月开工建设, 2009年2月竣工并调试, 2009年5月通过当地环保部门监测验收, 监测结果为:C O DCr是30mg/L、BOD5是6.8mg/L、SS是36mg/L、NH3-N是2.5mg/L、pH是7.9, 各项指标均达到了设计要求。

本工程运行费用主要有电费、药剂费、人工费, 每吨水运行费用1.30元。

4 结语

(1) 采用本工艺处理橡胶废水, 对其中的CODCr、SS的去除率较高。

(2) 本工艺结构简单, 管理方便, 系统运行稳定, 运行成本低。

(3) 经检测处理后的废水可以达到设计要求, 可进一步处理后回用。

摘要：介绍了应用水解酸化-接触氧化工艺处理青岛某橡胶制品公司生产废水的工程实例, 对该工艺进行了说明。运行表明, 该工艺能稳定高效地去除CODCr、SS, 出水水质达到了设计标准。

关键词：橡胶废水,水解酸化,接触氧化,废水处理

参考文献

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[2]夏声, 等.水处理工程[M].北京:清华大学出版社, 1985.

[3]何士龙, 王丽萍.石家庄某橡胶制品有限公司生产废水处理[J].能源环境保护, 2003, 17 (5) :40～42.

接触氧化 篇8

辽宁某食品开发有限公司移地改扩建100万头生猪屠宰熟食加工项目,拟采用国际先进的生猪屠宰、精细分割、熟食加工生产线,达到欧盟及美国卫生标准,提升辽宁的肉类加工水平,为市场提供真正“绿色、安全、营养”的放心肉。按照“三同时”的要求,对生产过程中产生的污水进行处理,修建一座污水处理站,根据调研考察情况及食品开发公司提供的污水排放数据,确定污水量为2 000 m3/d。

2 工艺流程

废水通过排水管网收集后首先通过粗、细两道格栅,去除大块血块、内脏等固体废弃物,保证后续处理设备正常运行;经过格栅后废水自流到隔油沉淀调节池,在此调节水量,均衡水质,为后续处理提供稳定的废水;调节后的废水经过泵提升后,进入气浮装置,去除水中细小悬浮颗粒、浮油及非溶解性有机物等;经过预处理的废水自流进入生物接触氧化池,生物接触氧化池出水中含有脱落的生物膜以及废水中带入的无机悬浮颗粒,必须经过二次沉淀池进行泥水分离;二次沉淀池排出的清水除大肠菌群超标外,均已达到排放标准,所以清水必须经过消毒处理,本工程采用二氧化氯对出水进行消毒;消毒后出水完全达到排放要求,经排污口排放。

气浮装置及二次沉淀池排出的污泥,汇集于污泥池,由高压泵进入板框压滤机进行污泥脱水,脱水后污泥外运填埋,压滤液回流至隔油沉淀调节池。污水处理工艺流程图见图1。

3 进水水质

进水水质指标见表1。

mg/L

4 出水水质

出水水质指标见表2。

mg/L

5 主要工艺设计参数

1)格栅渠。

格栅渠内设粗格栅(栅距20 mm)、细格栅(栅距10 mm)各1台,格栅安装倾角为75°,清渣方式为自动机械除渣,电机功率为0.40 kW。

2)隔油沉淀调节池。

有效容积为850 m3,水力停留时间为10 h,池内设2台潜污水泵(一用一备),流量100 m3/h,扬程15 m,功率8 kW。

3)气浮装置。

采用1台加压溶气气浮机,设计处理水量为100 m3/h,功率为0.40 kW。

4)生物接触氧化池。

生物接触氧化池为半地下钢筋混凝土结构,有效容积为1 350 m3,水力停留时间为16 h。曝气系统采用膜片式微孔曝气器,生物填料采用组合填料。池内设4台潜水硝化液回流泵,两用两备,流量为30 m3/h,扬程为7 m,功率为1.5 kW。采用罗茨鼓风机2台,一用一备,风量为24.43 m3/min,功率为37 kW,风压为6 m。

5)二次沉淀池。

二次沉淀池为半地下钢筋混凝土结构,外形尺寸为ϕ10×4.5 m,池边有效水深为3.5 m,池内设1台中心传动刮泥机,直径为10 m,功率为0.55 kW。

6)接触消毒池。

接触消毒池为地下钢筋混凝土结构,有效容积为43.5 m3,接触时间为30 min。采用二氧化氯消毒,投加量为1 500 g/h。

7)污泥脱水。

污泥经螺杆泵(流量为20 m3/h,扬程为80 m,功率为11 kW)送进厢式压滤机,压滤机过滤面积为60 m2,功率为1.5 kW。絮凝剂采用PAC,全自动投加,投加量为30 mg/L。

6 结语

1)本工程总投资为300万元,水处理成本为0.8元/t。

2)该工艺设备简单、工程造价低、运行成本低、可操作性强、实施简单,废水处理后可完全达标排放,适合屠宰废水的治理。

参考文献

[1]GrotenhuisJ J C.Role of substrate concentration in particle sitedistribution of methanogenic granular sludge[J].Wat,Res.,1991,25(10):21.

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[4]R.E.斯皮思.工业废水生物技术[M].北京:中国建设工业出版社,2001.

接触氧化 篇9

伴随着油田注水开发生产的进行, 注入水和含油污水的处理及排放问题越来越引起人们的关注。冀东油田部分油井目前已进入高含水期, 采出水经常规处理后大部分经行回注, 还有一部分剩余污水, 这部分污水出水油含量一般仍然高达20 mg/L～30 mg/L, 达不到GB8978-1996《污水综合排放标准》的要求, 需要进行进一步处理。冀东油田各联合站对剩余污水的二级处理采用的是先经过气浮选除油除杂质, 再用厌氧做预处理, 接触氧化法做主处理工艺, 处理后的污水达国家污水综合排放标准。

1 处理工艺

1.1 工艺处理原理

工艺中气浮段是将气体注入液体中, 使之呈饱和状态, 然后在大气压下放出溶解气体, 这种机械结构使小气泡与悬浮物质或油脂结合、降低比重, 从而增加分离效果[1]。厌氧段实际是水解酸化的过程, 能够有效的降低污染负荷, 将大分子难降解的有机物分解成小分子有机物, 提高出水的可生化性, 并且可以利用水阶段较强的抗冲击能力, 避免来液不稳对影响好氧段的运行。厌氧微生物就附着在填料的表面生长, 当废水通过滤料层时, 在填料表面的厌氧生物膜作用下, 废水中的有机物被降解, 并产生沼气, 滤池中的生物膜不断的进行新陈代谢, 脱落的生物膜随出水流出池外[2]。好氧段则是利用其中好氧生物的高效降解效率, 将污染物质进一步分解, 确保水质达标。生物接触氧化法是在曝气池中设置填料, 作为生物膜的载体, 经过充氧的废水以一定的流速流过填料与生物膜接触, 利用生物膜和悬浮活性污泥中微生物的联合作用净化污水, 是介于活性污泥法和生物滤池之间的一种生物处理法。

1.2 柳一联生化处理工艺

柳一联生化处理系统的设计处理能力为10 000m3/d, 处理后的污水达到国家污水综合排放标准, 直接排入溯河。进水水质:CODcr≤300 mg/L, 含油≤30 mg/L, 氨氮≤15 mg/L, pH值≈6～7, 温度≤52℃。来液先进入气浮池进行初步降解、降温, 然后分两组依次进入2个串联的厌氧池, 再分别进入3个串联的好氧池, 最后进入外排池, 见图1。

1.2.1 气浮池 (8 m×5 m×4.5 m)

柳一联气浮池由两台型号为QFT-20的气泡碎细机交替为来液进行鼓气。在池子的单侧设有收油槽, 将池面污油收集后排入废水池, 污水则进入厌氧池中进行降解。从处理工艺上讲, 气浮工艺能够有效地去除石油类, 同时气浮具有降温、充氧功效, 降低了BOD5/CODCr, 从而提高了污水的可生化性。

1.2.2 厌氧池 (20 m×9.5 m×4.5 m)

厌氧生物接触池的池体为矩形钢筋混凝土结构。圆形浮盘漂在水面, 圆形浮盘下挂着纤维填料, 由纵向安设的纤维绳上绑扎, 形成巨大的生物膜支撑面积, 填料随水流摆动, 既有一定刚性, 也有一定柔性, 能保持一定形状, 又有一定的变形能力, 填料区的有效高度为3 m。在四个厌氧池的一角上都安装了一台潜水搅拌器, 搅拌器的作用是可以在生化池中形成一个流场可以防止池底的油泥污泥沉淀, 更便于厌氧菌更好的成活。

1.2.4 中沉池 (20 m×5 m)

中沉池的有效池深大约为4.7 m, 与反应池不同的是, 中沉池的底端为漏斗状, 主要起沉淀作用。来气管线和排泥管线深入漏斗槽的底端, 利用气举原理实现排泥和污泥回流。

1.2.5 好氧池 (20 m×10.25 m×4.5 m)

好氧池与厌氧池不同的是, 没有搅拌电机, 由型号为SSR-200的三叶罗茨鼓风机为好氧池鼓风, 流量为40.15 m3/h, 一台运行两台备用。布气管布置在池子底端, 由下向上全池曝气。

1.2.6 二沉池 (20 m×5 m)

结构与中沉池相同, 不同的是二沉池液面下50 cm处装有斜板, 斜板区高度为1 m。斜板的作用是将活性污泥以及杂质与水分离, 从而降低出水悬浮物, 污泥絮凝体在这里形成并在重力作用下沉降到斜板上, 澄清后的污水进入清水区。斜板间的固液分离过程是自由沉淀、絮凝沉淀、污泥悬浮层的过滤和捕获以及污泥层下滑过程的共同作用。沉淀的污泥进入二沉池底的斗型槽内, 通过气举的方式进行排泥和污泥回流。

1.3 处理效果

从化验的结果来看随来液水质的变化厌氧池出水呈相似的变化趋势, 当污水经好氧处理后到达二沉池, 水质基本稳定, 即而显示出接触氧化法对污水的适应性强、抗冲击能力强的优点。从气浮池出水到中沉池含油的去除率为25%左右, 到二沉池时含油去除率升至85%左右, 而COD的去除率在中沉池时在40%左右, 到二沉池后COD的去除率在75%左右, 外排出水含油在2～3个, 出水COD在50 mg/L左右, 完全符合标准。

2 生化站的日常管理

2.1 影响生化站的参数

2.1.1 对来液量以及来液水质的控制

对于系统来液, 我们要尽量保持来液量的平稳, 或采用渐大、渐小的方式增大或减小系统来液这样是为了防止来液量忽大忽小对系统造成冲击。由于井上来液并不稳定, 有时还会有酸化井进入系统, 或者来液会有有毒物质, 会对系统造成危害, 所以要对来液水质进行控制, 要及时发现, 及时采取措施。

2.1.2 曝气以及水中溶解氧对处理效果的影响

为了确保生物膜上的微生物能正常生长并能保持较高的活性, 柳一联好氧池的溶解氧要求保持在2mg/L～4 mg/L左右。经长期观察来看, 溶解氧在正常范围内时, 曝气池呈黄褐色, 在生化站上可以清晰的观察到填料上附着着大量生物膜, 曝气池的水中有悬浮态的菌胶团, 活性污泥活性强, 水质很清。若溶解氧达不到要求, 曝气池水质很混, 填料上有少量生物膜, 而且很容易脱落。

2.1.3 温度对处理效果的影响

对于厌氧工艺来说, 温度较高有利于提高处理效果。但对于好氧处理, 一般认为, 废水生物处理中微生物的适宜温度在30℃左右。温度过低会抑制微生物的生长, 而温度过高, 大量原生动物及后生动物则会死亡。

2.2 日常管理

2.2.1 营养剂的投加

为了向微生物提供营养支持, 保证微生物正常的营养繁殖, 我们必须保证微生物有足够的食物来源。废水中的有机物是供给微生物碳氢的来源, 另外, 我们还要按一定的比例投加尿素和磷肥, 以保证细菌合成正常细胞体所需的氮和磷。

通常情况下, 厌氧池按照有机物:氮:磷=100:6:1, 好氧池按照有机物:氮:磷=100:5:1的比例进行投加[3]。比例式中, 有机物可以用BOD5值来表示。在实践过程中, 由于BOD值计算的滞后性, 我们要根据生化站BOD与COD的比值用COD值来反推BOD的值进行计算[4]。

2.2.2 接触氧化池的微生物群落及生物相的镜检

在正常状态下, 接触氧化法的生物膜上能够形成稳定的生态系统与食物链, 微生物是相当丰富的。我们在对生物膜的生物相进行镜检时利用显微镜观察在活性污泥中为数较少的原后生动物的变化来判断工艺状况的。它们主要的食物来源是游离的细菌和微小的菌胶团, 以单体存在, 所以在抗冲击负荷和活性污泥运行条件改变时, 通常原后生动物在数量活性种类等方面会出现明显的波动。

2.2.3 曝气池的污泥回流问题

从理论上来讲, 生物接触氧化的优点是不需要进行污泥回流的。但在系统调试初期或是生物膜脱落, 系统出现问题, 大量活性污泥流失时还是要通过污泥回流进行调试的。在系统运行正常情况下, 生物膜挂膜完好时就不需要污泥回流了。

2.2.4 中沉池、二沉池的排泥问题

中沉池、二沉池作为生化系统活性污泥的泥水分离场所, 它的运行好坏直接影响到曝气池和外排水质的运行。正常状况下, 曝气池内的生物膜不断的进行新陈代谢, 脱落的生物膜随出水流入二沉池, 经分离后沉入二沉池底端的漏斗槽内, 如果我们不能按时及时地对二沉池进行排泥, 污泥越积越多, 会直接影响到出水水质, 而且二沉池的缺氧厌氧条件能使池底的活性污泥反硝化, 最终导致池底活性污泥上浮而形成液面浮渣。所以二沉池要按要求及时排泥。目前, 柳一联生化站中沉池、二沉池的排泥是按照连续依次循环进行的, 即给中沉池排泥干净后给二沉池排泥, 排干净后再给中沉池的模式, 循环进行。

3 结语

在气浮-厌氧-接触氧化工艺中设置厌氧段的目的, 主要是利用水解过程, 有效降低污染负荷, 并将大分子难降解有机物分解成小分子有机物, 提高出水的可生化性, 并且可以利用厌氧段较强的抗冲击能力, 避免冲击性来水影响好氧段稳定运行。好氧段则是利用其中好氧生物的高效降解效率, 将污染物质进一步分解, 确保出水水质达标。这套工艺结构简单, 运行稳定, 处理效率较高, 适应性较强, 就柳一联生化站的运行来看, 是适合处理联合站剩余污水的。

参考文献

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接触氧化 篇10

其中浮选浓缩工段排水量最大, 大约300 m3/天, CODCr在4000～5000mg/L。蛋白压滤水大约50 m3/天, 其中含有大量的有机蛋白质, 锅炉房冷凝水100 m3/天, 玉米浸泡水做菲汀, 其产生的废水量约50 m3, 废水CODCr浓度在50000～60000mg/L, 且含有SO32-, SO32-浓度在2000 mg/L左右。

针对玉米淀粉废水的以上特征, 该厂废水处理采用了以UASB-接触氧化为主体的废水处理工艺, 工艺流程图如下:

在调试运行期间, 我们研究了温度、pH、SO32-对UASB反应池处理效果的影响及各自需要的控制范围, 并分析了蛋白质、CODCr在各处理单元的降解规律。现将运行调试结果报告如下:

1 工艺流程简述

该废水处理工艺流程见图1, 综合废水经粗细格栅去除大块悬浮物及漂浮物后流入初沉池, 在初沉池旁边设有石灰消解池, 消解后石灰乳与原废水在进水口混合, 实现p H的调节并与悬浮物部分絮凝。这些絮凝后的絮体及没有絮凝的大颗粒悬浮物在初沉池得以沉淀去除。然后废水自流进入调节池, 在调节池实现水质水量的调节后进入气浮池, 气浮主要去除废水中的小颗粒悬浮物及悬浮胶体类物质。然后废水经潜污泵提升进入UASB反应池, 通过UASB反应池中的产酸细菌及产甲烷菌等兼性菌和厌氧菌降解废水中大部分有机物和部分蛋白质。厌氧出水经预曝气沉淀后自流进入两级接触氧化池, 进一步降解废水中的有机物和含氮化合物。经处理过的水在二沉池实现泥水分离, 沉淀出水最后进入人工湿地。人工湿地利用基质—微生物—植物这个复合生态系统的物理、化学和生物的三重协调作用, 通过过滤、吸附、离子交换、植物吸收和微生物分解等来实现对废水的高效净化, 最终废水达标排放。

2 主要构筑物简介

格栅为人工焊制, 工人定期清理栅渣。初次沉淀池:砖混结构, 设计流量21m3/h, 平流式多斗, 水力停留时间8h, 定期排泥。调节池:砖混结构, 水力停留时间12h。气浮装置为成套钢制设备, 水力停留时间40min。UASB反应池:钢混结构, 设计为常温厌氧, 温度在25～30℃, 池容1000m3, 废水停留时间40h, 产生的沼气经管道分别送往锅炉房和厨房。预曝气沉淀池:钢混结构, 水力停留时间45min。接触氧化池:钢混结构, 总容积360m3, 单池容积60m3, 水力停留时间16h。曝气器为散流式曝气器, 填料选用弹性填料。风机选用罗茨鼓风机, 型号SSR-150, Q=11.7m3/min。二沉池采用平流式:钢混结构, 水力停留时间4.5h。人工湿地:砖混结构, 垂直潜流式, 水力停留时间24h, 上面种植芦苇。

3 运行结果与分析

3.1 pH、温度、SO32-对UASB反应池的影响

3.1.1 pH对UASB反应池的影响

该废水原水pH在5.0左右, 废水采用生石灰调节pH, 生石灰经消解后, 石灰乳与原废水在初沉池进水口混合, 通过调节石灰的投加量控制废水的pH高低。调试初期, UASB反应池采用购买的同类淀粉废水颗粒污泥进行培养, 原水pH经调节后在7.0左右, UASB出水pH一直稳定在7.0～7.5之间, 随着污泥量的增加, 进水量也逐渐提高, UASB反应池处理效率也逐步提高。当达到设计负荷后, 稳定运行一段时间, 为了降低石灰用量, 节省人力和财力, 决定调节原水pH至6.5, 同时采用厌氧出水回流, 以出水碱度进一步中和UASB进水酸度。一般情况下, 厌氧反应器出水碱度会高于进水碱度, 可采用出水回流的方式控制来控制反应器的pH, 同时还能起到稀释进水的作用[1], 回流比采用100%。运行一段时间发现, 改变进水pH后, 对UASB反应池的COD处理效率影响不大, 出水pH稳定在7.0～7.5之间。UASB出水挥发性脂肪酸 (VFA) , 稳定在2.0mmol/L左右 (VFA<3.0mmol/L正常) , 运行稳定。当原水pH再降低至6.0时, 发现UASB出水COD略有升高, 处理效率稍微下降, UASB反应池出水pH在7.0左右。在其后的运行过程中, 原水pH的调节一直稳定在6.5左右。这样不仅能节省石灰用量, 减少运行成本, 同时还减少了碳酸钙进入UASB反应池池对颗粒污泥带来的负面影响。

3.1.2 温度对UASB反应池的影响

UASB反应池设计采用常温厌氧, 反应池温度在20～30℃。由于经淀粉车间和锅炉房出来的废水本身有一定的温度, 因此该工艺没有设计加热装置。调试初期, 外界温度12～20℃, 原水温度23～25℃, UASB进水20℃, 出水15℃, UASB处理效果极差, 沼气产量值极低。随着外界环境温度的升高, 以及UASB池本身污泥量的增长, 反应池温度逐渐升高, UASB处理效率同时上升, 当UASB反应池温度升高至19℃时, UASB池处理效率达到40%左右。随着温度继续升高以及厌氧污泥量继续增加, 当UASB反应池温度稳定在25℃时, UASB处理效率达到65%, 沼气产量比原来明显增大。随着调试继续进行, UASB池本身温度进一步升高, 当温度继续升高至29℃左右时, 稳定下来, 此时厌氧处理效率达到80%以上。温度与COD的关系见图2。

因此, 足够高的温度是UASB反应池达到一定COD处理效率的必不可少的因素之一, 在10-30℃之间时, COD处理效率基本随温度的升高而增大。

3.1.3 SO32-对厌氧池处理效率的影响

由于在玉米淀粉生产过程中, 加入亚硫酸对玉米进行浸泡, 从而导致废水中SO32-浓度很高。浸泡液做菲汀后, 生成的菲汀废水中SO32-浓度大概有2000～3000 mg/L, 该股废水跟其它废水混合后的综合废水SO32-大概200 mg/L左右。当含有SO32-的废水进入UASB反应池后, 由于硫酸盐还原菌的生长, 必然导致硫酸盐还原反应的发生, 从而产生H2S气体。在UASB运行过程中, 浓度过高的H2S可以抑制产甲烷菌的活性, 引起UASB反应器负荷降低, 处理效率下降, 甚至导致整个UASB反应器无法正常运行。另外, H2S溶于水中可以增加COD值, 对UASB出水的后续处理带来不利影响, 如果大量的H2S混于沼气中, 还可以增加沼气的净化处理费用。据资料[2]显示, 厌氧生物处理只能在很窄的H2S范围内运行, H2S的质量浓度在11.5mg/L时, 甲烷菌生长最优, 并且对于完全混合的反应器, 以COD/SO42-为指标时, 不同基质中不利于甲烷菌生长的COD/SO42-范围不同见下表:

结合调试过程的经验, 在调试含有SO42-的废水时应注意以下两点:

(1) 若进水的COD/SO42-≥10:1时, 硫酸盐对厌氧反应的影响很小, 可以忽略不计。

(2) 若进水的COD/SO42-<10:1时, 厌氧反应器出水H2S会大幅增加, 对厌氧生物反应会产生明显影响, 此时, 应考虑对进水进行脱硫处理。[3]

本废水进水的COD/SO32-约为27.5, 调试采用的方法是逐渐增加进水中SO32-浓度的方法, 为UASB反应池中微生物的适应留有一定的时间。具体操作方式是, 调试初期严格控制进水中SO32-浓度, 菲汀废水全部外排, 不进入UASB反应池, 随着调试的进行以及反应池内微生物的增长, 慢慢增加菲汀废水的进入量直至全部进入。运行表明, 在进水SO32-浓度在200mg/L左右时对稳定的UASB反应池运行影响不大。

3.2 COD、氨氮在各处理单元的变化规律

从上表可以看出, 初沉池对CODcr有一定的去除作用, 这主要是通过去除废水中的悬浮物而实现的。但是气浮对CODcr的去除作用有限, 这说明一个问题, 该淀粉废水中悬浮物大部分经过初次沉淀池去掉了, 气浮在此起的作用不是很大。而UASB反应池通过兼氧菌和厌氧菌的作用, 去除了废水中的大部分有机物, CODcr去除率达到80%以上。随后的两级接触氧化池CODcr去除率达到了84%。废水经过厌氧和好氧的处理, 剩下的有机物可生化性已经大幅下降, 处理难度增加, 此废水经过最后一道程序——人工湿地后, CODcr出水达到了《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 一级排放标准。

对于氨氮来说, 以上数据表明, 初沉、气浮对氨氮几乎没有去除作用。经过UASB反应池氨氮不降反而升高了很多, 这主要是因为废水中含氮的有机物 (主要是蛋白质) 在反应池中经过氨化菌作用, 转化成了氨氮, 厌氧菌本身生长需要一定氨氮, 而蛋白质氨化生成的氨氮超过了厌氧菌生长对氮的需求。这样就导致氨氮数据的降低主要通过接触氧化和人工湿地的去除才显示出来。

4 结论

4.1

从实际运行效果看, 气浮用在UASB前去除悬浮物所起的作用不大, 可以考虑去掉, 可通过加絮凝剂的方式强化初次沉淀池的沉淀效果。

4.2

酸性废水进入UASB反应池时, 进水pH可以根据实际运行情况, 减少碱的投加量, 充分利用UASB反应池本身的调节功能或采用UASB反应池出水循环的方式中和进水碱度, 从而降低运行成本, 并减少反应池内碳酸钙的富集。

4.3

采用常温厌氧, 在10～30℃之间时, COD处理效率基本随温度的升高而增大。

4.4

当UASB反应池进水的COD/SO4≥10:1时, 硫酸盐对UASB反应池的影响很小, 可以忽略不计。

4.5

在玉米淀粉废水处理中, COD的降解规律基本上是逐级递减, 而氨氮的降解在厌氧过程后会升高, 而后才是递减。

4.6

人工湿地处理技术在玉米淀粉废水污染物处理尤其是氨氮等指标方面有很好的去除效果, 值得借鉴。

摘要：本文研究了UASB-生物接触氧化工艺处理玉米淀粉废水过程中, 温度、pH、SO32-对UASB反应池处理效果的影响及各自需要的控制范围, 并分析了蛋白质、CODCr在各处理单元的降解规律。结果表明, UASB反应池在温度29℃、进水pH6.5、SO32浓度200 mg/L时, 处理效果稳定, CODCr去除率达到80%。蛋白质在各单元的降解规律要比CODCr复杂很多, 降解速率也明显小于CODCr的降解。玉米淀粉废水经过整个工艺的处理, CODCr的总去除率达到了99%, CODCr、氨氮都达到了国家《污水综合排放标准》 (GB 8978-1996) 一级排放标准, 出水稳定。

关键词：UASB反应池,生物接触氧化,SO32-,CODCr,氨氮

参考文献

[1]胡继萃, 顾夏声, 等.废水厌氧生物处理理论与技术[M].北京:中国建筑工业出版社, 2002.

[2]缪应祺.废水生物脱硫机理及技术[M].北京:化学工业出版社, 2004.

接触氧化 篇11

1.1试验接种污泥。采用湖北某县污水处理厂污泥浓缩池污泥接种,接种量为反应器有效体积的四分之一,之后采用稀释后的中药废水来启动反应器,培养活性污泥。

1.2试验用水。试验用水取自于湖北十堰某中药厂中药醇沉车间的排水收集池中,污水中含有大量高分子有机物,污染物成分复杂。在实验过程中,将污水稀释到需要的浓度(5000到8000之间),进入厌氧反应器,最终经过厌氧反应器处理过后的污水作为本试验的实验用水。

1.3工艺流程及实验装置。试验工艺流程如图1所示,全部的装置采用有机玻璃加工制成,水解酸化池所拥有的有效容积是1000L,包括了0.2m的保护高度,并在其中设计填料层,其有效高度为0.5m,长1m,宽0.75m,高1.2m。另外本实验所需用的生物接触氧化池,它的有效容积为1800L,其中存在0.2m的保护高度,其中还设置了填料层,其高度为0.5m,其长1.5m,宽为1.2m,高为1.2m。

2结果与分析

在本阶段实验中,设计的参数为保持进水COD为500mg/L左右的条件下,开始考察污泥回流比对水解酸化-生物接触氧化工艺处理效果的影响。此过程中,控制反应器内温度为13-25℃之内,同时保持水解酸化池内溶解氧浓度在0.1~0.6mg/L之内,停留时间为18h;保持生物接触氧化池内溶解氧浓度在2.5~4.2mg/L之内,停留时间为30h。改变污泥回流比分别由1:2开始增加,逐次增长到1:1最后至2:1。收集水解酸化池与生物接触氧化池中各项指标的去除效果的数据,从而得出结论并进行分析。

2.1不同回流比下反应器内COD的去除效果研究。当水解酸化池与生物接触氧化池的污泥回流比分别改变为1:2、1:1以及2:1时,两反应器分别对COD的去除率如图1。

根据对数据的收集处理,可以计算出当回流比(R)分别为1:2、1:1以及2:1时,水解酸化池处理COD的平均去除效果分别是25.63%、32.58%和41.92%,当R升至1:1与2:1时,水解酸化池对COD的去除能力也有所提升,分别的提高了6.85%与9.34%,从此可以看出,增大回流比,在一定范围内可以有效的增加水解酸化池对COD的去除能力;当回流比(R)分别为1:2、1:1以及2:1时,生物接触氧化池处理COD的平均去除效果分别是48.83%、67.79%和73.79%,当R升至1:1与2:1时,生物接触氧化池对COD的去除能力也有大程度的提升,分别的提高了18.96%与6%,出水COD浓度基本保持在60mg/L以下,从此可以看出,增大回流比,在一定范围内可以有效的增加生物接触氧化池对COD的去除能力,同时出水在R为1:1时即可满足国家对中药废水的排放标准。

2.2不同回流比下反应器内TN的去除效果研究。当水解酸化池与生物接触氧化池的污泥回流比分别改变为1:2、1:1以及2:1时,两反应器分别对TN的去除率如图2。

2.3不同回流比下反应器内SS的去除效果研究。当水解酸化池与生物接触氧化池的污泥回流比分别改变为1:2、1:1以及2:1时,两反应器分别对SS的去除率如图3。

根据对数据的收集处理,可以计算出当回流比(R)分别为1:2、1:1以及2:1时,水解酸化池处理SS的平均去除效果分别是25.75%、41.21%和52.39%,当R升至1:1与2:1时,水解酸化池对SS的去除能力也非常大的提升,分别的提高了14.46%与11.18%,从此可以看出,增大回流比,在一定范围内可以增加水解酸化池对SS的去除能力;当回流比(R)分别为1:2、1:1以及2:1时,生物接触氧化池处理SS的平均去除效果分别是44.73%、56.34%和71.66%,当R升至1:1与2:1时,生物接触氧化池对SS的去除能力也有大程度的提升,分别的提高了11.61%与14.22%,出水SS基本保持在40mg/L以下,从此可以看出,增大回流比,可以有效的增加生物接触氧化池对SS的去除能力,同时在出水R为1:1时即可满足国家对中药废水的排放标准。

3结论

通过对水解酸化池与生物接触氧化池分别进行污泥回流比(R)参数为1:2,1:1,2:1的调节,得到污泥回流比最佳运行条件是:在水解酸化池的污泥回流比为1:1时,对中药废水中COD、TN、TP、SS的去除效果分别是32.58%、46.28%、54.94%、41.21%;当生物接触氧化池的污泥回流比为1:1时,对水质指标COD、TN、TP、SS去除率分别为67.79%、59.24%、58.24%、56.34%。由实验数据可以看出通过对设计的参数进行实验,当R为2:1时,出水的各项污染指标浓度越低,同时,R为2:1时,在生物接触氧化池中也出现相同的趋势。但当两个反应器中R为1:1时,出水可以达到国家标准中对中药废水排放的要求,为了降低了能耗同时减少运行成本,所以两个反应器中有关污泥回流比的的最佳工艺参数都选1:1。

摘要：中药废水内含有的污染物种类复杂,同时目前国内对特定中药废水的处理工艺的研究相对较少,这也加大了常规工艺处理中药废水的难度。本次试验的研究对象是水解酸化-生物接触氧化工艺,针对其在处理中药废水的处理效果设计并进行了相关试验。结果显示,该工艺能够较好处理中药废水,为了降低了能耗,减少运行成本,水解酸化以及生物接触氧化两个反应器中有关污泥回流比的的最佳工艺参数都选1:1。