渗滤液常规污染物及重金属高效去除研究

1 引言(Introduction) 目前, 城市生活垃圾卫生填埋渗滤液的处理已形成一套较为成熟的处理工艺.而受限于当地经济和技术水平, 农村生活垃圾填埋渗滤液的处理还鲜有研究.由于填埋垃圾总量和场内污染控制措施的不同, 农村垃圾渗滤液污染负荷明显低于城市垃圾渗滤液(He, 2012; 唐丽霞和左停, 2008).因此, 效果显著、成本低廉、运行管理方便的吸附技术在农村生活垃圾渗滤液的预处理或深度处理中有着较大的应用潜力. 目前, 对于垃圾渗滤液吸附材料研究较多的主要有环境矿物材料, 如沸石、粘土等硅酸盐类材料及赤铁矿等金属矿物材料(Musso et al., 2014; 肖筱瑜等, 2014; Wu et al., 2015), 及粉煤灰、炉渣(Mohan and Gandhimathi, 2009; Yue et al., 2011; 李章良等, 2013)等工业废弃材料.选择效能优良、储量丰富、廉价易得, 甚至能够实现“以废治废”的吸附材料, 探究其应用的最佳条件依然将是吸附处理技术发展的方向(Kadlec et al., 1996; 邓贤山等, 2003; Bulc, 2006; Nivala et al., 2007; Wojciechowska et al., 2010).由于具有离子交换性、吸附性、催化性、耐酸耐热性、耐辐射性等优异性能, 沸石在废水处理领域已被广泛用作吸附剂、催化剂及离子交换剂等(Brthomeuf, 1996;Wang and Peng, 2010; AydınTemel and Kuleyin, 2016).作为一种廉价的工业废弃材料, 炉渣已被逐步用于工业废水、酸矿废水及染料废水的处理, 并取得了良好的效果.尤其对重金属离子良好的去除效能使其在环境领域更具应用前景(Yue et al., 2011; Ahmaruzzaman, 2011; Goetz and Riefler, 2014). 因此, 本文选取沸石和炉渣作为吸附材料, 探究单一吸附材料下吸附剂投加量、吸附时间、渗滤液初始pH对农村垃圾渗滤液吸附效能的影响及其吸附机理, 并进一步探究组合材料条件下对渗滤液吸附处理的最优化条件, 为农村生活垃圾渗滤液吸附材料的选择提供一定的参考依据. 2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验材料 试验所用渗滤液采自湖北省麻城市铁门岗乡垃圾填埋示范场, 渗滤液初始理化特性如表 1所示.试验所用沸石为实验室采购的人造沸石, 炉渣取自江苏省某燃煤发电厂流化床锅炉产生的炉渣, 粗料炉渣经筛分除去较大颗粒后备用, 具体理化特性如表 2所示. 表 1 试验所用垃圾渗滤液理化特性   表 2 实验沸石和炉渣基本理化特性 2.2 试验设计与方法 2.2.1 单一材料单因素实验 于250 mL锥形瓶中加入10 g吸附材料和200 mL原始渗滤液, 置于恒温振荡器(25 ℃, 140 r · min-1)中振荡120 min后静置沉淀, 检测吸附后的上清液与过滤后的原渗滤液中污染物浓度.各单因素影响试验在保证其他因素不变情况下, 按照表 3中各因素设计值进行. 2.2.2 组合材料吸附试验 根据单因素试验结果, 正交试验在反应时间为120 min, 200 mL初始渗滤液条件下进行, 探究材料质量配比(沸石:炉渣)、渗滤液初始pH(自然值为7.64)及组合材料投加量对吸附效果的影响, 因素水平设计如表 4所示. 2.3 分析方法 本试验中对吸附材料的基本理化性质、渗滤液CODCr、NH3-N、TN、TP及重金属进行了测定, 具体测定方法如表 5所示, 渗滤液中污染物指标的检测方法均依据《水和废水监测分析方法》(第四版), 其他理化性质监测均依据相应的国家标准. 3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 单一材料吸附渗滤液效能分析 3.1.1 吸附时间的影响 由图 1可知, 在沸石吸附过程中, CODCr、NH3-N、TN、TP去除率随吸附时间变化较小.反应至120 min时, CODCr、NH3-N、TN、TP吸附率达到较为平稳的水平, 此时的去除率分别为37.69%、62.27%、28.97%和23.94%.吸附时间对沸石去除重金属的影响较常规污染物大.由于渗滤液中重金属浓度相对较低, 且各重金属浓度存在较大差异, 在前180 min其吸附率和吸附量波动均较大, 尤其Cd、Hg及Pb较为明显.反应至180 min后各重金属去除率和吸附量均逐渐趋于平缓.沸石对Pb的吸附率较高, 这与Sprynskyy (2006)的研究结果相一致. 图 1   图 1吸附时间对沸石吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 炉渣吸附过程中(图 2), 渗滤液污染物去除率随时间波动较小, 反应分别进行120 min和240 min时, 重金属Cr、Cd、Ni、Pb和常规污染物CODCr、NH3-N、TN、TP的去除率均达到相对平衡的状态, 此时分别为82.02%、97.50%、79.90%、88.93%和34.44%、19.82%、27.52%、66.76%.其中渗滤液常规污染物的去除主要与炉渣中水溶液中形成的强碱性絮凝剂发生絮凝作用, 重金属离子则与OH-形成沉淀而被去除.NH3-N及TN的去除率较小, 主要是发生了OH-与NH4+形成挥发氨气的缓慢过程.重金属As无法形成氢氧化物沉淀, 只能依靠吸附及混凝沉淀作用而被去除, 故其去除率较小. 图 2   图 2吸附时间对炉渣吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 3.1.2 渗滤液初始pH的影响 由图 3可知, pH对沸石吸附渗滤液不同种类污染物的影响差别较大.CODCr去除率随着pH的减小逐渐下降, 这与溶液中H+与有机物对沸石交换点位的激烈竞争有关.溶液中NH3-N和TN的去除率随着pH的增大而减小, 尤其在碱性条件下, 去除率下降较快.这是由于溶液中OH-易与NH4+生成分子态NH3, 阳离子交换作用较弱.刘玉亮等(2004)也证实了碱性环境不利于NH3-N的去除.NH3-N和TN的去除率的大幅度下降也为TP提供了更多的吸附位点, 故TP去除率上升.在酸性至弱碱性环境下, 重金属Hg和Pb随着pH值的增大而增大, 而强碱性环境时, 反而下降.pH对Cr、As及Cd的影响恰好与Hg和Pb变化相反.这与各重金属离子本身的特性不同、pH值变化引起的沸石表面的功能基团和各金属离子配合物的形态改变有关(Mier et al., 2001;Hui et al., 2005;Huang et al., 1978; Covarrubias et al., 2005).由于pH值对沸石吸附渗滤液污染物效果的影响较为复杂, 难以判定最优pH, 实际中应根据污水的污染特性及应用可行性选取合适pH值. 图 3   图 3初始pH对沸石吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 由图 4可以看出, 渗滤液初始pH值对炉渣吸附去除渗滤液中各类污染物影响较小.这可能是由于试验所用炉渣碱性很强, 投加炉渣后的溶液呈强碱性.初始pH值难以起到明显调节和影响作用.如此条件下, 经此炉渣处理后的渗滤液需要调节pH值后方可排放. 图 4   图 4初始pH对炉渣吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 3.1.3 吸附剂投加量的影响 由图 5可知, 相比NH3-N, 沸石投加量对CODCr、TN和TP的影响较大.CODCr初始浓度很高, 其吸附量变化较大.重金属方面, Pb的吸附率最高, 其次是Hg, 但由于Pb和Hg的初始浓度太低, 故其吸附量较小.沸石投加量为50 g · L-1时, CODCr、NH3-N、TN和TP的去除率分别可达37.58%、61.48%、32.14%和32.42%, 重金属Cr、As、Cd、Hg和Pb的去除率分别为15.26%、8.98%、27.61%、35.11%和66.92%, 之后随着投加量增大, 其去除率变化均较小. 图 5   图 5投加量对沸石吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 由图 6可知, 随着炉渣投加量的增加, 各常规污染物的去除率逐渐增加, 在投加量大于100 g · L-1时, 其去除率和吸附去除量变化逐渐平缓.这是由于持续增加炉渣颗粒逐渐发生凝聚作用, 污染物与炉渣的接触表面积不断减小, 污染物有效去除量逐渐减小.炉渣投加量小于50 g · L-1时, 各金属离子的去除率随着投加量增加而急剧上升, 此时吸附和絮凝沉淀作用较为显著.炉渣投加量大于200 g · L-1时, 各金属离子去除率开始下降, 反应后溶液中离子浓度增大.这是由于炉渣本身就含有少量的重金属, 当炉渣投加量增大时, 其金属离子浸出量不断增加, 提高了溶液中重金属离子浓度.当炉渣投加量为50 g · L-1时, 各重金属去除效果较好, Cr、As、Cd、Ni和Pb的去除率分别为81.58%、40.83%、98.28%、69.76%和85.27%. 图 6   图 6投加量对炉渣吸附农村垃圾渗滤液效能的影响 3.1.4 吸附动力学机理分析 根据等温吸附试验结果进行了Langmuir和Freundlich等温吸附模型拟合(表 6).两种模型对沸石吸附渗滤液污染物的拟合效果均较好, 其中, Langmuir模型拟合度较高, 但所得常规污染物的饱和吸附量与试验存在较大差异.从Freundlich模型的参数n值可知, 整体上沸石对重金属的吸附要比常规污染物容易进行.炉渣吸附常规污染物的Langmuir模型拟合中所得饱和吸附量qm与试验所得平衡吸附量相差较小.但吸附重金属Cr、Ni及Pb离子的拟合效果较差, 同时, Freundlich模型中经验常数n值也出现了小于1的反常情况, 说明其去除过程不再适合采用等温吸附模型描述, 这与炉渣对其的沉淀去除机制有关.由于As无法与OH-形成沉淀, 其主要依靠吸附及混凝作用去除, 故其吸附等温线拟合效果较好, Cd的初始浓度极小(4.7 μg · L-1), 吸附机制对其吸附过程影响较小.    动力学二级方程对于沸石和炉渣吸附各种污染物的拟合效果均较好(表 7), 拟合所得平衡吸附量qe(cal)与实测值qe(exp)相近.这说明对污染物的吸附作用既有表面、孔内扩散的物理作用, 也包含离子交换等化学作用, 但整个吸附过程以化学反应为主. 表 7 动力学方程参数拟合值   由吸附前后沸石和炉渣扫描电镜图可以看出(图 7和8), 吸附前沸石表面呈海绵状, 含有许多小孔, 吸附后其孔结构内部和表面均吸附了大量污染物分子, 且颗粒状的沸石凝聚成了块状.吸附前炉渣颗粒表面存在较多碎片及空隙, 而吸附后其颗粒周围附着了大量的污染物, 表面明显被污染物所覆盖. 图 7   图 7沸石吸附前后扫描电镜图对比(a.吸附前; b.吸附后) 图 8   图 8炉渣吸附前后扫描电镜图对比(a.吸附前; b.吸附后) 3.1.5 综合吸附效能的比较 综合考虑去除效果和实际应用成本, 吸附时间为120 min、pH值为自然值(7.5~8.0)、吸附剂投加量为50 g · L-1的情况下, 沸石和炉渣的吸附效能相对较好.图 9对比了此条件下的渗滤液各污染物去除率(平均值).沸石对渗滤液常规污染物的整体去除效率要优于炉渣, 尤其对NH3-N的去除率较为明显, 这主要由于沸石的比表面积、孔容积以及阳离子交换量都远大于炉渣, 其通过吸附和离子交换作用可去除较多的NH4+以及有机物.但由于浓度较高的NH4+及有机物占据了较多的吸附位点, 不利于PO43-的吸附去除, 故沸石对TP去除效果较差.另外, 炉渣组分中含有的大量CaO易在水溶液产生大量Ca2+和OH-, 与PO43-发生沉淀反应生成羟基磷灰石(HAP), 从而可有效的去除渗滤液中的TP.炉渣对于重金属的去除效率要远优于沸石, 这主要与炉渣的本身结构有关.首先, 高温灼烧后的炉渣具有活性炭的过滤和吸附性质.同时, 炉渣组分中含有的多种金属氧化物在水中易形成强碱性物质, 可与溶液中的金属离子形成氢氧化物沉淀而将重金属去除. 图 9   图 9沸石和炉渣对农村渗滤液吸附效能的对比 3.2 组合材料吸附渗滤液的效能分析 表 8对比了正交实验条件下沸石-炉渣组合材料对垃圾渗滤液污染物的吸附去除效果.由于炉渣自身特性的影响, 沸石对于NH3-N和TN的去除效率没有得到很好的发挥, 组合材料去除氮元素的效果没有得到最大程度的提升.而组合材料对磷元素的去除效率有了较大的改善, 对重金属的去除效果也保持了炉渣的高性能.材料配比为1 : 5、pH值为5、吸附剂投加量为150 g · L-1时, 污染物去除效果较好, 但各因素水平间的变化对试验结果并不显著, 故在实际中, 考虑运行成本及操作性可选取pH为自然值及投加量为50 g · L-1的条件下进行反应. 沸石和炉渣组合材料对农村垃圾渗滤液中的污染物具有良好的去除效能, 但由于渗滤液中CODCr较高, 经吸附处理后的水质仍不能达到排放标准《城市生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—2008), 故实际中可考虑采用沸石与炉渣滤池串联, 或沸石与炉渣为吸附基质的多级串联人工湿地处理. 4 结论(Conclusions) 1) 沸石对农村垃圾渗滤液常规污染物的去除效果较好, 去除作用以化学吸附和离子交换吸附作用为主;炉渣对重金属的吸附效果较好且稳定, 多种吸附作用中化学吸附和沉淀作用占主导作用 2) 综合考虑去除效果、运行成本及可操作性, 吸附时间为120 min、pH值为自然值(7.5~8.0)、投加量为50 g · L-1的条件下, 沸石和炉渣的吸附效能相对较好.此时, 沸石对CODCr、NH3-N、TN、TP的去除率分别为37.54%、62.91%、34.48%和27.73%, 炉渣对重金属Cr、As、Cd、Ni及Pb的去除率分别为81.79%、35.99%、97.26%、74.89%和91.19%. 3) 沸石和炉渣组合材料对渗滤液常规污染物的去除效率较单一材料提升不大, 对重金属的去除效率保持了很高的效能.实际中可考虑采用沸石与炉渣滤池串联的形式实现常规污染物及重金属的高效去除.(来源:环境科学学报 作者:吴小卉)

脱硫废水处理工艺中零排放技术应用探讨

燃煤电厂烟气产生的脱硫废水有较高的含盐量及复杂成分等特点,这种废水要想再次进行回用存在一定的难度,所以成为了严重影响电气废水实现零排放的重点组成部分。本文就针对排放脱硫废水的实际特征及再次回用现状进行分析,然后对脱硫废水处理工艺中零排放技术的应用进行探讨。 2015年国务院颁布了《水污染防治行动计划》(水十条),对企业用水提出了新的要求。燃煤电厂作为用水大户,应当积极响应国家政策的要求,开展节水提效工作,实现全厂水资源分级利用和水污染防治。脱硫废水因其具有高含盐量、成分复杂、腐蚀性和结垢性的特征,回用困难,成为制约燃煤电厂脱硫废水零排放实现的关键因素之一。 1、排放脱硫废水的实际特征 脱硫装置的石灰石、石膏去湿法排放废水量完全由工艺部水质、石灰石质量、锅炉烟气散发量、脱硫吸取塔内部的浆液CI-浓度等因素决策。在具体运转的过程中,电厂通常都利用对脱硫吸取塔内部的浆液CI-浓度标准进行控制才能明确具体的废水排放量。本文将某个600兆瓦的机组为例,需要将所吸收的塔浆液CI-浓度合理的控制在20kg/m3的同时,排放脱硫废水量应达到17.3m3/h。如果工艺水的质量较差或是必须合理的控制低于CI-的浓度,会在一定程度上增加排放脱硫的废水量。 2、脱硫废水回用现状 采用常规处理工艺脱硫废水,其中的氯离子浓度和含盐量仍然很高,在回用中易引起系统腐蚀和结垢,制约了脱硫废水处理后的再利用,国内电厂的脱硫废水回用率较低。 1)用于水力冲灰或灰场喷洒对于采用水力冲灰系统的燃煤电厂,可以将经过常规处理的脱硫废水排水作为冲灰水。也有部分采用干除灰的电厂,将脱硫废水用于干灰调湿、灰场喷洒,但消耗水量不大。随着电厂综合利用和节水措施的实施,大型机组和新建机组的除灰系统主要采用干除灰,粉煤灰一般能得到100%利用。因此,回用于水力冲灰或干灰调湿的脱硫废水量很小或没有。 2)用于除渣系统对于采用水力除渣或湿式除渣系统的燃煤电厂,可以将脱硫废水作为补水。但该途径会受到除渣系统闭式循环水量的限制,还会引起系统堵塞、设备及管道腐蚀问题而影响系统的可靠性。因此,脱硫废水回用于除渣系统受到很大限制。 3、废水零排放应用技术 3.1蒸发工艺 通过蒸发工艺技术,溶液得到浓缩,得到一定的固体溶质与纯净溶剂,其广泛应用于化工、海水淡化及食品等行业。在实际蒸发中,汽化热所需量比较大,因此这一过程也是大量热消耗的过程。现阶段,化工行业主要通过多效蒸发技术提高其加热蒸汽使用效率,传热条件得到改善,减少了单元能耗。新研发出的机械蒸汽再压缩技术,可以有效降低蒸汽耗损量。该技术是通过机械驱动压缩机压缩绝热将二次蒸汽压缩送入加热蒸发器,经过压缩后,二次蒸汽的温度不断升高,与蒸发器内的沸腾液体之间出现热温差,因此可以将其作为加热剂使用,在这种情况下,补充足够的压缩功力,就可以充分利用二次蒸汽中的潜在热能量。 3.2炉渣废热综合利用技术 燃煤机组多采用刮板捞渣机为主的湿排渣系统和风冷干式输渣机为主的干排渣系统,湿排渣系统冷却效果好、适用范围广,但运行中由于高温炉渣放热易导致渣水不断被蒸发浓缩,为维持水温和水位,需及时补水;且炉渣呈碱性,系统长期运行存在严重结垢、管道堵塞等问题。炉渣废热综合利用脱硫废水零排放技术是引入弱酸性脱硫废水以中和湿排渣系统中的碱性物质,并利用高温炉渣的余热实现脱硫废水的蒸发固化,从而实现脱硫废水零排放,同时补充了湿排渣系统因蒸发、排渣而消耗的水量。当脱硫废水水量大于湿排渣系统的必要补充水量时,需对废水进行减量化处理以满足水量平衡;当废水水量小于必要补充水量时可直接引入,具有投资省、运行方便等优点。但脱硫废水中高浓度的Cl-等在浓缩过程中可能造成设备腐蚀;脱硫废水中重金属等污染物与析出的结晶盐可能对炉渣的堆放、综合利用产生影响。发电厂将脱硫废水引入湿排渣系统,结果表明引入脱硫废水并未对湿排渣系统的正常运行产生影响,无明显的腐蚀和结垢现象,渣水中重金属含量很低。 但由于各电厂脱硫废水水质特性及湿排渣系统的运行方式存在差异,引入脱硫废水后设备腐蚀、脱水仓堵塞、管路结垢等问题不可忽视,需更多的实践和理论研究。 3.3烟道处理技术 该技术主要是指对烟道内的废水通过喷雾蒸发技术进行处理,其广泛应用与食品与化工等行业,在废水处理中却没有得到广泛应用。在脱硫废水中,通过烟道蒸发技术,首先选用喷射技术雾化脱硫废水并将其引入到除尘前的烟道内,经过高温烟气加热后的小液滴形式的废水快速蒸发,其含有的悬浮物与可溶性固体会转为细小的固体颗粒,在夹带作用下流入除尘器并得到去除,实现脱硫废水零排放工艺目标。 3.4脱硫废水与飞灰技术有机结合 在火电厂运行中,填埋处理飞灰,而脱硫废水对飞灰具有一定的增湿效果,因此在运输中可以降低粉尘的容积。如果在制砖或水泥添加剂中使用飞灰,对Cl-含量要求比较低。同时,通过该技术,将废水中含有的重金属转嫁至飞灰中,则会影响其利用效果。 3.5建立人工湿地 构建人工湿地,通过湿地中植物、土壤及微生物等的作用下,降低废水中金属、营养成分及悬浮颗粒物的含量浓度。人工湿地包含多个植物与细菌成分,火电厂可以根据其自身污染物处理情况合理选择成分。人工湿地必须在确保氯含量低的情况下,才能有效降低废水中金属、营养成分及悬浮颗粒物的含量浓度。 3.6蒸汽浓缩技术 该技术是通过将废水蒸发浓缩形成一定的蒸馏与浓缩水,通过结晶器或喷雾干燥器将浓缩不断蒸发,从而形成蒸馏水与固体废弃物,可回收或填埋处理此部分形成的物质。为了预防蒸发器出现结垢,要预处理废水水质,将其含有的钙镁离子清除掉。 4、影响因素 目前脱硫废水零排放工艺各不相同,但要实现经济合理的零排放,需考虑以下几个因素: 1)脱硫废水量。脱硫废水量的大小直接关系到零排放工艺的设计出力,因脱硫废水零排放的设备造价费用较高,所以脱硫废水产生量也决定了设备投资费用。脱硫废水产生量取决于脱硫系统吸收塔正常运行时所控制的Cl-含量,Cl-含量控制越低,产生的脱硫废水量越多。一般情况下Cl-的质量浓度控制在10~20g/L。 2)脱硫废水水质。脱硫废水的水质受燃烧煤种、运行工况、脱硫工艺水水质、锅炉负荷以及脱硫药剂的质量等因素的影响,因此零排放工艺的设计是无法精确到某一特定的水质,所以在设计时需要考虑一定的波动,提升整套工艺的适应性。 3)脱硫废水处理药剂。在火电厂燃烧煤种、脱硫工艺水水质、吸收塔中维持的Cl-含量一定时,添加的药剂石灰石是脱硫废水中的Mg2+的主要来源,脱硫废水中的Mg2+的质量浓度由2g/L升至9g/L时,处理每吨废水的成本由24元到77元,提高了3.5倍。脱硫废水零排放中的浓缩膜、蒸发器属于精贵设备,受Mg2+影响较大,应当在预处理工艺将其去除。 5、结语 综上所述,随着环境污染日益加剧,环境保护得到社会各界的重视,火电厂在其运行过程中,必须贯彻落实脱硫废水回用技术。在实际操作中,不但要确保蒸发能耗得到降低,还要重视降低污泥外排量,尽可能不适用化学品。经过大量实践证明,在预防薄膜结垢技术中,振动膜效果显著,提浓技术具有一定的可行性与经济价值,推动国家实现零排放目标。(来源:谷腾环保网 作者:杨得志)

养殖废水治理技术及解决方案

养殖污水具有典型的“三高”特征即有机物浓度高COD高达3000-12000mg/l,氨氮高达800-2200mg/l,悬浮物多SS超标数十倍,色度深,并含有大量的细菌,氨氮、有机磷含量高。可生化性好,冲洗排放时间集中,冲击负荷大。 畜禽养殖废水已经成为或正在成为与工业废水和生活污水相当甚至更大的污染源。其属于高有机物浓度、高N、P含量和高有害微生物数量的“三高”废水,直接排入水体或存放地点不当,受雨水冲洗进入水体,将可能造成地表水或地下水水质的严重恶化。国内外学者对此做了大量工作,研发了多种方法,其中厌氧处理成为畜禽养殖场粪污处理中不可缺少的关键技术,UASB(即上流式厌氧污泥床反应器)是应用最广的处理技术,本公司自主研发的厌氧反应器(TP-UASB)对处理高有机物可生化性的废水更高效,污泥负荷率高,处理效果好,同时能保证脱氮除磷的效果。同时产生的沼气足够养殖场平时生产生活燃料! 根据水质特点,先去除悬浮物与色度,采用混凝沉淀工艺,有机物、氨氮、有机磷采用生化处理,因污染物浓度高,从成本及处理效果考虑,采用厌氧+好氧处理工艺。 畜禽养殖废水一般需要多种处理技术的结合。从治理技术来看,要实现去除CODcr、BOD5的同时,再脱氮除磷的效果,厌氧工艺是不可或缺的。目前我国畜禽养殖废水的治理主要有两种模式:一种是厌氧-自然处理模式,适用于中小型规模化养殖场;另一种是厌氧-好氧利用模式,适用于大中型畜禽养殖场或养殖区。 (1)厌氧+自然处理技术。 厌氧处理特点是造价低,占地少,能量需求低,还可以产生沼气;而且处理过程不需要氧,不受传氧能力的限制,因而具有较高的有机物负荷潜力,能使一些好氧微生物所不能降解的部分进行有机物降解。厌氧常用的方法有完全混合式厌氧消化器、厌氧接触反应器、厌氧折流板反应器、上流式厌氧污泥床、厌氧流化床、升流式固体反应器等。 自然处理法是利用天然水体、土壤和生物的物理、化学与生物的综合作用来净化污水。这类方法投资省、工艺简单、动力消耗少,但净化功能受自然条件的制约。自然处理的主要模式有氧化塘、土壤处理法、人工湿地处理法等。 (2)厌氧+好氧处理技术。 厌氧处理技术在前面已进行分析,在此不再叙述。 好氧处理的基本原理是利用微生物在好氧条件下分解有机物,同时合成自身细胞。在好氧处理中,可生物降解的有机物最终可被完全氧化为简单的无机物。该方法主要有活性污泥法、生物接触氧化、SBR、A/O及氧化沟等。

制(皮)革厂废水处理解决方案

制革废水(Tannery wastewater)指制革生产在准备和鞣制阶段,即在湿操作过程中产生的废水。制革厂废水排放量大、pH值高、色度高、污染物种类繁多、成分复杂。主要污染物有重金属铬、可溶性蛋白质、皮屑、悬浮物、丹宁、木质素、无机盐、油类、表面活性剂、染料以及树脂等。 制革生产过程中排出的废水,即制革废水。通常把动物皮用盐腌或用水浸泡,使其膨润,加石灰、去肉、脱碱,然后用丹宁或铬,鞣制加脂软化,最后染色加工制成皮革。整个制革过程中盐腌皮每千克产生废水600~700 L,水质随工厂规模、原皮种类及鞣制方法而异。通常SS 1500~1600 mg/L,BOD 700~3000 mg/L。在皮毛染色过程,每千克皮革产生染色废水2~3 L,水质:pH 3.5~4.5,BOD 500~2000 mg/L,总固体4000~8000 mg/L。此外尚有大量皮革冲洗水连续排出,但浓度较低。我国制革工业废水水质:pH 7~9,COD 2000~3000 mg/L,BOD5 2000 mg/L,氯化物2000~3000 mg/L,硫酸盐1000 mg/L,三价铬70~80 mg/L,酚5~10 mg/L。 制革生产可分为湿操作与干操作两部分。湿操作包括准备工段和鞣制工段;干操作就是整饰工段。制革废水主要来自湿操作准备工段和鞣制工段:浸水脱脂及其洗水、脱毛脱灰及其洗水、浸酸铬鞣及其洗水、染色加脂及其洗水和其他污水。制革过程中,原料皮的大部分蛋白质、油脂被废弃,进入废渣和废水中,造成废水中COD、BOD较高,成为制革废水主要有机污染源。制革废水除含有有机污染物外,通常还含有S2-、Cr3+及SS。因此,制革废水是一种高浓度有机废水,具有由染料和鞣剂造成的色度、由加入的硫化钠和蛋白质分解引起的臭味、由硫化物及三价铬引起的毒性。制革废水通常进行铬回收后再合并处理。 制革废水的主要特点: 1.制革废水是高浓度有机废水,废水中COD、BOD浓度很高。 2.制革废水的毒性来自高浓度硫化物和三价铬,脱毛使用硫化钠,鞣制使用铬盐,废铬液中铬和硫化物的含量每升可达数千毫克,制革废水的臭味主要由蛋白质分解和添加的硫化钠造成。 3.制革废水中的SS高达3000 mg/L以上。 4.制革废水的色度主要是染料和鞣剂造成,废水的色度在600~3000倍。 5.制革废水总体显碱性,主要来自脱毛等工序使用的石灰、烧碱、硫酸钠,pH值常在9~10。 6.制革废水的氯化物和硫酸盐浓度为2000~3000 mg/L,主要来自原皮保存、浸酸、鞣制工序。 制革废水的处理方法主要是采用筛滤或自然沉淀去除毛、皮上肉、皮片及沉淀物等,然后混入生活污水采用凝聚沉淀,生物滤池或活性污泥等生化法进行处理。就处理工艺而言,一是预处理系统,主要包括格栅、调节池、沉淀池、气浮池等处理设施。制革废水中有机物浓度和悬浮固体浓度高,预处理系统就是用来调节水量、水质,去除悬浮物,削减部分污染负荷,为后续生物处理创造良好条件。二是生物处理系统,制革废水属于高浓度有机废水,适宜于进行生物处理。国内应用较多的有氧化沟、SBR和生物接触氧化法,应用较少的是间歇式生物膜反应器(SBBR)、流化床和升流式厌氧污泥床(UASB)。

地埋式一体化污水处理设备

洛阳雷蒙环保科技有限公司生产的地埋式生活污水处理设备采用国际先进的生物处理工艺,集去除BOD5、COD、NH3-N于一身,具有技术性能稳定可靠,处理效果好,投资省,占地少,维护方便等优点。同时,可根据客户要求同时配套中水回用设备。 一、地埋式污水处理设备产品特点 1.埋设于地表以下,设备上面的地表可作为绿化或其他用地,无需要建房及采暖、保温。 2.二级生物接触氧化处理工艺均采用推流式生物接触氧化,其处理效果优于完全混合式或二级串联完全混合式生物接触氧化池。并比活性污泥池体积小,对水质的适应性强,耐冲击负荷性能好,出水水质稳定,不会产生污泥膨胀。池中采用新型弹性立体填料,比表面积大,微生物易挂膜,脱膜,在同样有机物负荷条件下,对有机物去除率高,能提高空气中的氧在水中溶解度。 3.生化池采用生物接触氧化法,其填料的体积负荷比较低,微生物处于自身氧化阶断,产泥量少,仅需三个月(90天)以上排一次泥(用粪车抽吸或脱水成泥饼外运)。 4.该地埋式污水处理设备的除臭方式除采用常规高空排气,另配有土壤脱臭措施。 5.整个设备处理系统配有全自动电气控制系统和设备故障报警系统,运行安全可靠,平时一般不需要专人管理,只需适时地对设备进行维护和保养。 6.设备所有管道采用PVC管或不锈钢管,管道间连接用PVC粘结剂粘结或不锈钢焊接,填料采用悬浮型生物填料作生物载体,生物量大、易挂膜、不结球、不堵塞。 二、 地埋式污水处理设备的优点 1.能够处理生活系统综合性废水及其相类似的有机污水; 2.采用玻璃钢、不锈钢结构,具有耐腐蚀、抗老化等优良特性,使用寿命长达 50 年以上; 3.全套装置施工简单、操作容易,所有机械设备均为自动化控制,全部装置可设置于地表以下; 三、地埋式污水处理设备的适用范围 1.宾馆、饭店、疗养院、医院; 2.住宅小区、村庄、集镇; 3.车站、飞机场、海港码头、船舶; 4.工厂、矿山、部队、旅游点、风景区; 5.与生活污水类似的各种工业有机废水。 四、地埋式污水处理设备的基础安装、使用、维护 1.基础:LMS-D系列设备如放置在地坪以上,只需准备一块与设备外形相同的混凝土地坪作为基础。基础承压必须大于4T/m2,也同时要求水平、平整。如设备埋于地坪以下,基础标高必须小于或等于设备标高并保证下雨不积水,基础一般是素混凝土(是否配筋视当地地质情况而定)。 2.安装:根据安装图就位,各箱体依次就位,箱体的位置、方向不能放错,互相间距必须准确,并连接好管道。在设备内注入清水,检查各管道有无渗漏,若无则箱体四周覆土,直至设备检查孔,并平整地面。把电控箱控制线与水泵接通,电控箱与电源接通,接线时注意风机、电机的转向,必须与风机所指方向相同。 五、地埋式污水处理设备的工艺流程图