兩相厭氧處理高濃度含硫有機廢水改造設(shè)計

1、Good is good, but better carries it.精益求精，善益求善。兩相厭氧處理高濃度含硫有機廢水改造設(shè)計兩相厭氧處理高濃度含硫有機廢水改造設(shè)計兩相厭氧處理高濃度含硫有機廢水改造設(shè)計概況江西某生化有限公司以生產(chǎn)赤霉素為主，該公司在生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的廢水主要來自提煉的溶媒萃取余液和板框過濾、超納濾膜的洗滌廢液。其主要的污染物及指標(biāo)見表1。1.jpg (58.54 KB)2009-9-29 21:57根據(jù)廢水出水水質(zhì)要求，出水需達到污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)(GB8978-1996)二級標(biāo)準(zhǔn)。排放指標(biāo)見表2。2.jpg (16.71 KB)2009-9-29 21:572原工藝分析2.

2、1原處理工藝流程該公司原廢水處理工藝采用化學(xué)混凝和生物處理聯(lián)合工藝。其主要構(gòu)筑物有：中和池、沉淀池、調(diào)節(jié)池、加藥池、混凝池、氣浮池、水解酸化池、UASB、SBR、生物接觸氧化、斜板沉淀池。其工藝流程如圖1所示。3.jpg (29.91 KB)2009-9-29 21:572.2原工藝存在的問題及原因分析原工藝在運行過程中COD、BOD5長期不能達標(biāo)，其主要影響因素是高濃度的硫酸根離子抑制后續(xù)生物處理過程。原工藝中化學(xué)混凝的作用主要是去除硫酸根離子，但在高濃度的有機廢水環(huán)境中，混凝的效果很差，使硫酸根離子的去除沒有達到預(yù)期的效果，從而嚴(yán)重抑制了后續(xù)生物處理過程。原工藝存在的問題還有以下三方面。(

3、1)原工藝中的SBR采用人工控制，自動化程度太低。(2)設(shè)備腐蝕現(xiàn)象非常嚴(yán)重。(3)化學(xué)混凝需要投加的藥品較多，運行費用高。3工藝改進與設(shè)計新工藝采用生物法，利用硫酸鹽還原菌(SRB)去除硫酸根離子。新工藝最大限度地利用和改造了原有處理設(shè)施，并增加了處理硫酸根離子的兩相厭氧工藝。其主要工藝流程見圖2。4.jpg (32.75 KB)2009-9-29 21:573.1污水部分萃取廢液中含有高濃度的硫酸根離子，抑制后續(xù)的生物處理過程。本工藝采用兩相厭氧法，利用硫酸鹽還原菌將硫酸根離子還原成H2S，去除高濃度硫酸根離子對后續(xù)處理的影響。在厭氧條件下，硫酸鹽還原菌(SRB)在反應(yīng)器UASB1中將大部

4、分的硫酸根還原成H2S。生成的H2S大部分溶解在水中進入微氧池后在氧化池內(nèi)被氧化成為單質(zhì)S，在加入混凝劑后在豎流式沉淀池中沉淀分離。綜合廢水與經(jīng)過預(yù)處理的萃取廢水在調(diào)節(jié)池2中充分混合后進入后續(xù)的常規(guī)處理單元，經(jīng)過UASB2，A/O池，豎流式沉淀池，生物接觸氧化池，斜板沉淀池后達標(biāo)排放。3.2污泥部分整個系統(tǒng)的污泥主要來自三個沉淀池，兩個UASB反應(yīng)器和IC反應(yīng)器。污泥進入污泥濃縮池后加入適量的藥劑進行重力濃縮，后進入好氧消化池消化，消化后的污泥泵入板框壓濾機進行脫水處理，脫水污泥外運填埋。污泥濃縮池上清液及壓濾機濾液返回調(diào)節(jié)池2。3.3曝氣部分曝氣部分主要有微氧曝氣池，A/O池的好氧段，生物接

5、觸氧化池，和污泥好氧消化池。3.4加藥部分萃余液中的pH值為23，在中和池中加NaOH溶液第一次中和，在進入UASB1前再次加NaOH溶液第二次中和，控制pH值在67之間，以利于硫酸鹽還原菌的生長。經(jīng)過預(yù)處理的萃取廢水與綜合廢水混合時，在調(diào)節(jié)池2將混合廢水的pH值在6.87.2之間以利于UASB2中甲烷菌的生長。NaOH溶液的投加均采用在線自動控制。經(jīng)過微氧曝氣池后的出水進入加藥池，在加藥池中加入適量的PAC和PAM，生成的S單質(zhì)在豎流式沉淀池中充分去除。污泥濃縮池中也需要加入適量的PAC和PAM，以利于污泥濃縮和脫水。4新工藝設(shè)計要點4.1構(gòu)筑物尺寸(見表3)5.jpg (140.92 KB

6、)2009-9-29 21:574.2新建主要構(gòu)筑物設(shè)計參數(shù)(1)UASB1UASB1是該工藝的主體設(shè)備，主要使SO2-4在硫酸鹽還原菌的作用下還原成H2S。其規(guī)格為：ª3.75m×615m，池容72m3。水利停留時間為6小時。硫酸鹽負荷：5kg/m3·d。(2)微氧曝氣池規(guī)格為：ª4.8m×4.8m。主要作用是將生成的H2S氧化成S單質(zhì)從而在后續(xù)豎流式沉淀池中分離。曝氣強度：012m3/min。(3)豎流式沉淀池規(guī)格：ª2.5m×3.5m，泥斗高115m，池容22m3?；炷恋砣コ龁钨|(zhì)S和SS。中心管直徑400mm，水流流

7、速0103m/s。上升流速：010008m/s。(4)IC反應(yīng)器4-5池容106m3。COD負荷：25kg/m3·d。(5)UASB2(2座)COD負荷：9kg/m3·d，停留時間：6小時。4.3舊構(gòu)筑物相關(guān)參數(shù)(1)A/O池A段停留時間12h;O段停留時間8h;COD負荷：2kg/m3·d。氣水比8：1。(2)生物接觸氧化池停留時間1.2h;COD負荷：2kg/m3·d;氣水比10：1。5運行成本(1)電費：總裝機容量10018kW，每天電耗2420kW，運行系數(shù)018，電費按016元/(kW·h)計，電費為1160元/天。(2)藥劑費：每天

8、需PAC、PAM、NaOH的費用約為300元/天。(3)人工費：處理站調(diào)試完成后，自控運行，由3人輪流值班計150元/天。(4)折舊費：(300×90%×010481×104)/365=35518元/天。(5)管理維修費：35518×30%=10617元/天。(6)總運行成本：不計折舊和維修，合計運行費用為1610元/天，折合單位廢水為119元/m3;計折舊和維修，合計運行費用為2073元/天，折合單位廢水為2144元/m3。結(jié)論(1)兩相厭氧工藝成功地實現(xiàn)了產(chǎn)酸相與產(chǎn)氣相的分離，將硫酸鹽還原作用控制在產(chǎn)酸階段完成，然后利用微氧池將生成的H2S分離，從而

9、實現(xiàn)了生物脫硫的過程。解決了高濃度硫酸根離子對后續(xù)生物處理過程的影響。(2)硫酸根離子經(jīng)過處理后，最終主要以S單質(zhì)的形式在微氧曝氣池后的豎流式沉淀池中沉淀下來，減少了H2S氣體的產(chǎn)生，有利于大氣環(huán)境，且可以減輕對設(shè)備的腐蝕作用。(3)生物脫硫技術(shù)成功地解決了在高濃度有機廢水環(huán)境下，化學(xué)混凝對硫酸根離子去除效果較差的問題。(4)生物脫硫工藝所需要的藥劑費比化學(xué)混凝法大大減低，節(jié)省了運行成本。(5)新工藝中兩相厭氧工藝采用了UASB和IC反應(yīng)器，具有處理負荷高，處理效果好，占地面積小，運行管理簡單等優(yōu)點。經(jīng)過處理后的廢水完全可以達到污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)(GB897821996)二級排放標(biāo)準(zhǔn)。在處理該類

10、型廢水中有較強的競爭優(yōu)勢。生物法處理含硫酸鹽酸性廢水及回收單質(zhì)硫工藝前言化工、制藥、金屬加工和采礦等工業(yè)部門排出的廢水中以及用某些固體脫硫劑去除煙氣中 SO2時固體脫硫劑再生廢液中都含有高濃度的硫酸鹽。特別是硫化系礦山在開采過程中所含的硫化物被氧化為硫酸而產(chǎn)生的酸性礦山廢水中含有高濃度的硫酸鹽。我國北方酸性礦井水主要分布在陜、寧、魯和內(nèi)蒙等省區(qū)。我國南方煤礦大部分為高硫煤，特別是川、貴、桂等省區(qū)，礦井水多呈酸性，pH值最低至2.53.0，其硫酸鹽含量高達3000mg/L。含硫酸鹽酸性廢水不經(jīng)處理直接排入水體使受納水體酸化，降低pH，危害水生生物，并產(chǎn)生潛在腐蝕性。含硫酸鹽酸性廢水也會破壞土壤結(jié)

11、構(gòu)，減少農(nóng)作物產(chǎn)量。酸性礦山廢水的污染是一個全球性問題，因此酸性礦山廢水處理受到國內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注。目前，國內(nèi)外處理酸性礦山廢水主要采用石灰石或石灰作中和劑的中和法處理。該法的嚴(yán)重缺點是中和產(chǎn)生巨量難以處置的固體廢棄物硫酸鈣(石膏)，產(chǎn)生嚴(yán)重的二次污染。濕地法是國內(nèi)外近年來研究的一種新處理工藝。但由于濕地法占地面積大，處理程度受環(huán)境影響很大，而且由于殘余硫化氫從土壤中逸出污染大氣環(huán)境，因此濕地法在應(yīng)用上有很大的局限性。由于中和法和濕地法的明顯缺陷和局限，利用自然界硫循環(huán)原理的生物法處理酸性礦山廢水技術(shù)就成為研究的前沿課題。生物法處理酸性礦山廢水的基本原理就是在厭氧條件下利用硫酸鹽還原菌(Su

12、lfate Reduction Bacteria, SRB)使SO42-還原為H2S，再用化學(xué)法或生物法將H2S氧化為單質(zhì)硫，進而從水中回收緊缺物資單質(zhì)硫。由于單質(zhì)硫的回收，使處理本身產(chǎn)生環(huán)境社會效益的同時又具有一定的經(jīng)濟效益。只有當(dāng)存在電子供體時SRB才能將SO42-還原為H2S。酸性礦山廢水中有機物含量通常很低，所以利用SRB還原SO42-的關(guān)鍵是選擇技術(shù)可行、經(jīng)濟合理的碳源物質(zhì)。一些學(xué)者曾采用過多種碳源對SRB還原SO42-進行了研究，這些碳源物質(zhì)有乙酸、糖蜜、乙醇、發(fā)生爐煤氣、H2/CO/CO2混合氣體、初沉池污泥、剩余活性污泥、橡膠廢水以及經(jīng)過氣提的乳清廢水。上述碳源或由于成本高或由

13、于SO42-還原能力低，限制了生產(chǎn)上的應(yīng)用。生活垃圾來源充足方便，生活垃圾酸性發(fā)酵成本低廉，發(fā)酵產(chǎn)物揮發(fā)脂肪酸濃度高，因此生活垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物有可能成為利用SRB生物處理含SO42-廢水的經(jīng)濟合理的碳源，使生物處理含SO42-酸性廢水工藝經(jīng)濟可行。用垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物作SRB碳源還原SO42-處理含SO42-酸性廢水國內(nèi)外尚未見其他人的有關(guān)報道。課題組通過三年的實驗室研究提出了以生活垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物為硫酸鹽還原菌碳源的生物法處理含硫酸鹽酸性廢水及單質(zhì)硫回收工藝路線。其工藝流程如圖1。以生活垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物為硫酸鹽還原菌碳源生物法處理含硫酸鹽酸性廢水及單質(zhì)硫回收的研究分為四個部分： (1)生活垃圾

14、酸性發(fā)酵的產(chǎn)酸特性研究；(2)以生活垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物為碳源，利用硫酸鹽還原菌處理含硫酸鹽酸性廢水的研究；(3)利用無色硫細菌生物氧化硫化物生成單質(zhì)硫的研究；(4)無色硫細菌生物氧化硫化物出水中單質(zhì)硫的回收。 現(xiàn)將四個部分的研究結(jié)果總結(jié)如下：1生活垃圾的產(chǎn)酸發(fā)酵1.jpg (48.28 KB)2009-9-29 22:04對于垃圾的厭氧產(chǎn)酸發(fā)酵，研究報道很少。研究者多是關(guān)注垃圾厭氧發(fā)酵過程中產(chǎn)酸階段結(jié)束時揮發(fā)有機酸的濃度及由產(chǎn)酸階段進入產(chǎn)甲烷階段中間存在的停滯期的長短。研究生活垃圾酸性發(fā)酵的特點，目的是為SRB處理含硫酸鹽酸性廢水尋找一種新的經(jīng)濟碳源。試驗中取太原理工大學(xué)北區(qū)生活垃圾進行酸性發(fā)酵

15、研究。其成分為塑料4.6%，紙張7 .6%，無機成分7.8%，易于生物分解的廚房垃圾80.0%。采用手工分揀、粉碎的廚房垃圾作酸性發(fā)酵原料，其粉碎粒度為0.51.0cm。經(jīng)測定，試驗所用生活垃圾含水率為67.4% ，揮發(fā)性固體含量為29.6%。一次投料批量運行小試研究結(jié)果表明：生活垃圾產(chǎn)酸發(fā)酵可以在較低的pH值(4.354.45)和較高的氧化還原電位( 200 340mV)下進行。酸性發(fā)酵最佳固體濃度為15%。采用無回流CSTR反應(yīng)器進行生活垃圾產(chǎn)酸發(fā)酵時，進料固體濃度為15%，最佳HRT為30d。連續(xù)126d穩(wěn)定運行結(jié)果表明，反應(yīng)器中VFA濃度穩(wěn)定在18g/L左右，VFA產(chǎn)率為0 .361g

16、VFA/(L·d)或22.54gVFA/(kg垃圾·d)。2以生活垃圾酸性發(fā)酵產(chǎn)物為碳源，利用SRB還原硫酸鹽在溫度為35時，利用以陶粒為填料的上向流厭氧濾池研究了以生活垃圾中溫發(fā)酵產(chǎn)物為碳源生物還原SO42-的影響因素和反應(yīng)器的還原能力。研究結(jié)果表明：通過反應(yīng)器出水回流可以防止SO42-還原產(chǎn)物H2S對SRB的抑制作用并可以提高進入反應(yīng)器酸性廢水的pH值，最佳回流比為501。作為SRB碳源的VFA投加量用投加VFA后廢水的COD控制。廢水中VFA最佳投量的大小既要保證SRB還原SO42-時有充足的碳源(大于按生化反應(yīng)計算的理論值)，又要盡量減少SO42-還原后廢水中殘留的

17、COD值。對不同VFA投加量的試驗結(jié)果表明，最佳COD/SO42-值約為1.12。在最佳回流比和最佳COD/SO42-值條件下，HRT12h時，經(jīng)過SRB厭氧生物處理后，進水中SO42-濃度從2000mg/L還原為265.2mg/L，即反應(yīng)器進水SO42-負荷為4.0gSO42-/(L·d)時，反應(yīng)器的SO42-容積還原能力達3.47gSO42-/(L·d)，SO42-的比還原能力達0.40gSO42-/(gVSS·d)，SO42-的還原率為86.73%。理論上SRB每還原1gSO42-產(chǎn)生1.04g堿度，因此酸性廢水可以不經(jīng)中和直接進入反應(yīng)器。當(dāng)進水pH值由5.

18、5以上逐漸降低至4.0時，SO42-的還原能力基本不變。此時，SO42-生物還原所產(chǎn)生的堿度可以中和進水中的酸度，使還原后出水pH7.0。當(dāng)進水pH值為3.5時，由于出水回流對進水的中和作用，仍有84%的SO42-還原率，此時生物還原出水pH略大于或等于7.0。當(dāng)進水pH為2.5時，生物還原出水pH為6.3。3利用無色硫細菌(CSB)生物氧化硫化物生成單質(zhì)硫SRB還原SO42-的產(chǎn)物H2S仍然是廢水中的污染物，而且在合適的條件下又能被氧化為SO42-，所以必須將SRB生物還原出水中的H2S氧化為單質(zhì)硫。研究中采用陶粒為填料的CSB生物膜反應(yīng)器將硫化物生物氧化為單質(zhì)硫。研究結(jié)果表明：CSB對pH

19、值的最高忍耐值為9.1。當(dāng)硫化物負荷一定時，單質(zhì)硫的轉(zhuǎn)化率與溶解氧濃度有關(guān)。在每種硫化物負荷下，當(dāng)單質(zhì)硫的轉(zhuǎn)化率最高時，尾氣中硫化氫含量隨硫化物負荷的增加而增加。綜合考慮硫化物的去除率和單質(zhì)硫的轉(zhuǎn)化率兩個因素，得出試驗的最佳運行工況是：硫化物負荷為5.0kg/(m3·d)，進水與進氣同向，DO為1.95mg/L時，硫化物去除率高達98%，單質(zhì)硫的轉(zhuǎn)化率為84.5%，尾氣中未檢測出硫化氫。4CSB生物氧化反應(yīng)器出水中單質(zhì)硫的回收H2S經(jīng)CSB生物氧化產(chǎn)生的單質(zhì)硫顆粒系由微生物體內(nèi)排出的微小顆粒，在水中呈膠體狀態(tài)，難以自然沉淀。懸浮于水中的單質(zhì)硫顆粒雖然可以通過混凝沉淀的方法加以富集，但

20、是由于混凝劑將單質(zhì)硫顆粒緊密地包裹起來，無法用萃取的方法來回收混凝沉淀下來的單質(zhì)硫。研究中采用慢砂濾池過濾方法對CSB生物氧化硫化氫出水進行固液分離。當(dāng)慢砂濾池的濾速分別為0.14m/h，0.18m/h，0.23m/h和0.27m/h時，慢砂濾池對單質(zhì)硫的截留能力分別為445g/(m2·d)、572g/(m2·d)、712g/(m2·d)和839g/(m2·d)。慢砂濾池的過濾周期用水頭損失控制，分別為25d，17d，11d和8d。過濾周期終了時將截留單質(zhì)硫顆粒的慢砂濾池表面56cm厚的砂層刮下，用二硫化碳對砂和單質(zhì)硫混合物進行萃取、蒸餾，可以回收純度較

21、高的單質(zhì)硫。刮下的砂濾料可以在慢砂濾池中重復(fù)使用。研究表明，采用"慢濾池過濾刮砂萃取蒸餾"的工藝可有效地回收單質(zhì)硫，CSB生物氧化反應(yīng)器出水的單質(zhì)硫回收率在76.1%80.0%之間(出水中微生物體內(nèi)的單質(zhì)硫無法用萃取方法回收)。5結(jié)論由于生活垃圾來源充足方便，生活垃圾酸性發(fā)酵成本低廉，產(chǎn)酸濃度高，酸性發(fā)酵產(chǎn)物可以作為SRB生物處理含SO42-廢水的經(jīng)濟合理碳源，有利于降低生物處理含SO42-酸性廢水的費用。而且由于單質(zhì)硫回收，使酸性廢水處理本身產(chǎn)生環(huán)境社會效益的同時又具有一定的經(jīng)濟效益。所研究的工藝流程可以將酸性廢水中58.5%的SO42-S以單質(zhì)硫形式加以回收。粉煤灰微電

22、解預(yù)處理含硫廢水的研究摘要：粉煤灰是具有一定活性的含有6%炭的球狀細小顆粒對于水中雜質(zhì)具電解和吸附性能力，利用粉煤灰對工業(yè)廢水進行處理可謂以廢治廢，且處理廢水費用低效果好。這已得到有關(guān)科技界的廣泛重視，在利用粉煤灰對廢水處理方面已做了大量的研究工作，取得了可喜的成績。研究了粉煤灰與鐵屑構(gòu)成微電池處理含硫廢水的方法并探討其作用機理。設(shè)計正交實驗考查了在動態(tài)零回流小試中pH值、煤鐵比和水力停留時間三因素的影響，而且對反應(yīng)時間和煤鐵比作了單因素影響實驗。對廢水的進水濃度和回流比作了實驗研究。實驗結(jié)果表明，再pH值為8.00、煤鐵比為1：水力停留時間為30min、進水濃度為15mg/l和回流比為5：1

23、時處理效果最好，可達807%，排放濃度可以控制在2mg/l以內(nèi)，達到國家三級排放標(biāo)準(zhǔn)。引言水中硫化物包括溶解性的H2S、HS-、S 2-，和存在于懸浮物中的可容性硫化物、酸可容性金屬硫化物以及未電解的有機、無機類硫化物。硫化氫輕易從水中散逸于空氣，產(chǎn)生臭味，且毒性很大。它可以與人體內(nèi)細胞色素、氧化酶及該類物質(zhì)中的二硫鍵作用，影響細胞氧化過程，造成細胞組織缺氧，危及人的生命。硫化氫除自身能腐蝕金屬外，還可以被污水中的微生物氧化成硫酸，進而腐蝕下水管道等。因此，硫化物是水體污染的一項重要指標(biāo)。在工業(yè)生產(chǎn)過程中任何情況下都不可以向空氣中排放硫化氫。使用這中氣體的工作必須在密封的系統(tǒng)中或高效排風(fēng)廚中進

24、行?？諝庵腥绾?.1%的H2S就會迅速引起頭痛、暈眩等現(xiàn)象。吸入大量H2S就會造成昏迷或死亡。經(jīng)常接觸能引起慢性中毒，引起感覺變壞、消瘦、頭痛等。工業(yè)上，空氣中不得H2S含量不得超過0.01mg/L。第1章實驗部分1實驗器材PVC離子交換柱。離子交換柱的水泵2臺。濾紙：酸洗并經(jīng)過硬化處理、25ml或50ml酸式滴定管、錐形瓶、移液管、容量瓶。濾紙：酸洗并經(jīng)過硬化處理、能阻留微細沉淀的致密無灰分濾紙、滴定管架，4套。150ml或250ml碘量瓶。25ml或50ml棕色滴定管。PHS-3C精密pH儀。試劑及器材鹽酸：=19g/ml、磷酸：=69g/ml、鹽酸溶液：，用鹽酸配制。、磷酸溶液：。氫氧

25、化鈉溶液：C=1mol/L。將20g氫氧化鈉容于250ml水中，冷卻至室溫，稀釋至500ml。重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液：C=0.1000mol/L。稱取105烘干2h的基準(zhǔn)或優(yōu)級重鉻酸鉀9030g溶于水中，稀釋至1000ml。重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液：C=0.2500mol/L稱取105烘干2h的基準(zhǔn)或優(yōu)級重鉻酸鉀1258g溶于水中，稀釋至1000ml。碘化鉀。硫代硫酸鈉C=0.1mol/L。配制：稱取24682g五水合硫代硫酸鈉C和0.2003g無水碳酸鈉溶于水中，轉(zhuǎn)移到1000ml容量瓶中，稀釋到標(biāo)準(zhǔn)刻度，搖勻，貯于棕色瓶內(nèi)。標(biāo)定：于250ml碘量瓶內(nèi)，加入1g碘化鉀及50ml水，加入100ml；加重鉻酸

26、鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液入鹽酸溶液5ml，密塞搖勻。暗處靜置5min。用待標(biāo)定的硫代硫酸鈉溶液滴定到溶液呈淡黃色時，加入1ml定粉指示劑，繼續(xù)滴定至藍色剛好消失，記錄標(biāo)準(zhǔn)溶液用量，同時作空白滴定。硫代硫酸鈉濃度C(mol/L)由下式求出：C=0.1000×15.00÷(V1-V2)式中：V1滴定重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液時硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液用量（ml）；V2滴定空白溶液是硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液用量（ml）；0.1000重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液的濃度(mol/L)。硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)滴定液C(Na2S2O3)=0.1mol/L：移取10.00ml上述剛標(biāo)定過的碘標(biāo)準(zhǔn)溶于硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液于100ml棕色容量瓶中，用

27、水稀釋到刻度，搖勻，使用時配制。碘標(biāo)準(zhǔn)溶液C(1/2I2)=0.1mol/L：稱取12.70g 碘于500ml燒杯中，加入40g碘化鉀，加適量水溶解后，轉(zhuǎn)移至1000ml棕色溶解瓶中，稀釋至標(biāo)線，搖均，移至棕色瓶中保存待用。碘標(biāo)準(zhǔn)溶液C(1/2I2)=0.01 mol/L：移取10.00 ml碘標(biāo)準(zhǔn)溶液于100ml棕色容量瓶中。用水稀釋至標(biāo)線，搖均，使用前配制。粉煤灰1g可容性淀粉，用沸水溶解，在定容到100ml,冷卻備用。表 11粉煤灰的灰成分分析/%1.jpg (37.34 KB)2009-9-29 22:10煤灰的預(yù)處理用待處理的溶液浸泡24h。15）鐵屑來源：蕪湖市花塘鐵粉廠。預(yù)處理：

28、每次使用前取適量的干鐵粉加入適量的洗衣粉洗滌兩次，并每次充分?jǐn)嚢枨逑粗翛]有黑色液體為止。再使用1+3的鹽酸洗滌至沒有渾濁的液體為止，并使用蒸餾水漂洗三次保證去銹鐵粉表面沒有鹽酸殘留。1.3實驗測量內(nèi)容1.3.1硫化物的測量將所要測量的各試樣各加入10.00ml0.01molL碘標(biāo)準(zhǔn)溶液，再加5ml鹽酸溶液，密塞混勻。在暗處放置10min，用0.01molL硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液滴定至溶液呈淡黃色時，加入1ml淀粉指示液，繼續(xù)滴定至藍色剛好消失為止。1.3.2結(jié)果表示處理硫化物含量ci(mgL)按下式計算：2.jpg (10.99 KB)2009-9-29 22:10式中：V0空白試驗中，硫代硫酸鈉

29、標(biāo)準(zhǔn)溶液用量，ml；Vi滴定硫化物含量時，硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液用量，ml；V試樣體積，50ml；16.03硫離子(1/2S2-)摩爾質(zhì)量（g/mol）c硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液濃度（molL）。1.3.3排放標(biāo)準(zhǔn)本實驗所測量的對象是S2-,其初始濃度約為10mg/L，其排放濃度為國家三級（？）排放標(biāo)準(zhǔn)：2mg/L。1.4空白試驗以雙重蒸餾水代替試樣，取50ml加入與測定時相同體積的試劑，按（1.3） 所述步驟進行空白試驗。標(biāo)定Na2S2O3是的消耗體積是15.7ml則：C Na2S2O3=0.1×15÷(15.7-3)=0.118mol /L則所配的試劑的Na2S2O3的標(biāo)準(zhǔn)溶液的

30、濃度是0.00118 mol /L用此濃度的令：k=C×16.03×1000÷V     =3.8468k是在此時計算的通用值為3.8468第2章 實驗設(shè)計及結(jié)果討論2.1單因素正交實驗：本實驗對廢水pH值、粉煤灰和鐵屑的比和反應(yīng)時間，三因素做了水平正交實驗，水平表和正交實驗結(jié)果如表2-1和表2-2所示。表 21靜態(tài)處理實驗因素水平表3.jpg (30.16 KB)2009-9-29 22:10分步實驗步驟：1.取已配Na2S（約1mol/l）溶液2mL定容到2000mL。并調(diào)節(jié)pH到所需要的數(shù)值。2. 取大約1000mL體

31、積的粉煤灰，用硫化納的液體浸泡24h，待用。3. 取約有400mL體積的鐵屑，并按照上面的方法進行預(yù)處理。4.  按照實驗的要求對濕的粉煤灰和濕的鐵屑體積進行配比，用鐵棒充分的攪拌使之均勻混合。動態(tài)正交實驗數(shù)據(jù)及處理表 22    動態(tài)實驗正交試驗L9結(jié)果及極差分析5.jpg (109.13 KB)2009-9-29 22:10用直觀分析法對正交實驗結(jié)果進行分析。Xi為某因素第i水平的實驗之和。根據(jù)表九中A、B、C三因素的Xi值，求出極差XimaxXimin，極差大則說明該因素對去除率影響大。由此得出影響大小順序為C>B > A,優(yōu)水平組合為

32、A2、 B3、C2。即廢水得進水pH為8，煤鐵比為1：2，水力停留時間為30min。2.2 單因素實驗正交實驗極差分析可知，最優(yōu)水平組合為A2、 B3、C2，反應(yīng)時間長，鐵屑用量多，S2-的去除率就越高。為了驗證反應(yīng)時間和鐵屑的用量的影響，對兩個因素進行了單因素影響實驗。2.2.1 水力停留時間對處理效率的影響條件為pH=8.00、煤：鐵=1：2的情況下，分別設(shè)置20min、30min和40min三個實驗實驗影響因素。 標(biāo)定Na2S2O3：消耗體積為：8.4ml-24.2ml由實驗可以得出時間短處理效果不好有可能是一方面接觸時間太短，另一方面是開始的廢水導(dǎo)電性較差所致。但時間到30min后去除

33、率由51.64變?yōu)?8.41，其相差僅為3.23，即可以視為基本不變，因此，廢水的最佳停留時間為30min。不同濃度對處理效果的影響在確定了pH值、反應(yīng)時間和鐵屑比，處理效率還受到處理前的濃度的影響，取已經(jīng)配制的硫化鈉溶液（2.1.3.2.9）2ml、2.3ml、2.6ml、3.5ml。其他條件：水力停留時間：30minpH值：8.00煤鐵比：      1：2表 25    不同濃度對處理效果的影響   6.jpg (137.2 KB)2009-9-29 22:10由圖可以得出，濃度變化時處理效率也相應(yīng)的變動，由

34、圖表可以得出方程：y=-0.0091×X2+0.261X-1.2062  由此可以積分知道最佳的濃度是14.5mg/l，此時的處理效率最高是66.5%。在高濃度是由于反應(yīng)的接觸面積和結(jié)束時間有限，不能充分的反應(yīng)而直接流出，九造成一種溶液的短路現(xiàn)象，是未反應(yīng)或只有部分反應(yīng)的的液體直接排放，使得排放的液體濃度升高，處理效率也就下降了。2.2.4 確定最佳的回流比在工程上并不是如上面所分析的那樣是開放式，而是回流式的，這樣以提高其處理效率2.2.4.1      實驗條件   水力停留時間：30minpH值：&

35、#160;     8.00煤鐵比：      1：2濃度：      14.5mg/L（具體的數(shù)值以標(biāo)定為準(zhǔn)）實驗原始數(shù)據(jù)及數(shù)據(jù)處理在條件相同的情況下設(shè)計五組實驗7.jpg (149.55 KB)2009-9-29 22:10進水濃度是13.4mg/l，處理效率以65計算，出水濃度以1.5mg/l計算，則理論回流比是：2.3，而由表和圖得出實際的最佳回流比是5：1，其原因主要是因為在反應(yīng)的過程中有未反應(yīng)或部分反應(yīng)的溶液直接流出了出口。在最佳的濃度、  pH值、煤鐵

36、比和水力停留時間的條件下反應(yīng)的理論值和實際值之間有一點差別。2.3 驗證性實驗實驗條件：pH值為8.00；水力停留時間為30min；煤鐵比是1：2；進水濃度是14mg /l；回流比是5：1。將所要測量的各試樣各加入10.00ml0.01molL碘標(biāo)準(zhǔn)溶液（2.1.3.2.3），再加5ml鹽酸溶液(2.1.3.2.12)，密塞混勻。在暗處放置10min，用0.01molL硫代硫酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液（2.1.3.2.10）滴定至溶液呈淡黃色時，加入1ml淀粉指示液（2.1.3.2.15），繼續(xù)滴定至藍色剛好消失為止。標(biāo)定Na2S2O3的濃度是消耗的體積為：16.4ml31.5ml   

37、V=15.1ml則：C Na2S2O3=0.1×15÷(15.1-3)                                                           &

38、#160;                 =0.124mol/L則所配的試劑的Na2S2O3的標(biāo)準(zhǔn)溶液的濃度是0.0124 mol /L令：k=k是在此時計算的通用值為3.983濃度的公式即為  C= k×(8.8×0.0126÷0.0118-V)   V消耗Na2S2O3體積在已經(jīng)有了最佳的濃度、 回流比、 pH值、煤鐵比和水力停留時間的條件下，其出水排放濃度可以控制在2 mol/L以內(nèi)，達國家三級排放

39、標(biāo)準(zhǔn)。第3章  存在問題及展望3.1 存在問題綜上所述，可以看出粉煤灰微電解處理含硫廢水的微電解技術(shù)是可行的。因為其以廢治廢的特點，在環(huán)境領(lǐng)域有著巨大的開發(fā)潛能和廣闊的應(yīng)用前景。但在實際應(yīng)用方面尚存在四方面的問題：一是粉煤灰的催化效率需要進一步提高；二是灰水分離問題；三是在工程上間隔的加入鐵的量的確定；四是理論研究基礎(chǔ)薄弱,對粉煤灰電解機理及動力學(xué)的研究還不夠透徹，絕大多數(shù)研究還停留在實驗室階段。3.2 展望上述的實際應(yīng)用方面存在的四方面的問題，也正是粉煤灰微電解需要深入研究的四個方向。3.2.1 進一步提高粉煤灰的電解效率提高粉煤灰的電解效率，可以選擇一些含炭量較高的粉煤

40、灰。其粒度也控制在150目以內(nèi)，粒度太大會是粉煤灰中的硅酸鹽成分和其他的不具有電解作用的物質(zhì)含量加大。由于在反應(yīng)的過程中粉煤灰沒有損失，除了在廢水的流出會帶走部分的粉煤灰。因而也因該對反應(yīng)的粉煤灰的量也要進行適量的補充，以保證反映在控制的范圍之內(nèi)。3.2.2 提高灰水分離效率目前在工程上除了重量沉淀法易實現(xiàn)灰水分離外，其他一些方法灰水分離法要么成本昂貴要么實現(xiàn)有一定困難。在本實驗中就用了重量沉淀法，但是對實驗結(jié)果有一定的影響。這在某種程度上也阻礙了該項技術(shù)的推廣應(yīng)用。所以尋找一種比較好的灰水分離方法是非常必要的。3.2.3 工程上間隔的加入鐵的量的確定由于，反應(yīng)的不斷進行，反應(yīng)期中的鐵屑含量越

41、來越少，在體積比1：2左右，在偏離此值得反應(yīng)中都會有不利的影響。而實際準(zhǔn)確的是兩者的體積比為1：2是很困難的，只有在長時間的工程實際操作中的不斷的積累才可以有一個大概的數(shù)值。3.2.4 加強理論研究理論研究基礎(chǔ)薄弱,對粉煤灰微電解機理及動力學(xué)的研究還不夠透徹,多數(shù)研究還停留在實驗室階段。所以要重視粉煤灰微電解處理廢水的過程機理及反應(yīng)動力學(xué)等理論的研究，只有這樣才能夠在提高粉煤灰的煤灰微效率方面有所突破。另外，應(yīng)加強實用性技術(shù)及配套設(shè)備的研究與開發(fā)，使科學(xué)技術(shù)盡快轉(zhuǎn)化為生產(chǎn)力，從而促進粉煤灰在廢水處理領(lǐng)域的推廣與應(yīng)用。內(nèi)循環(huán)三相好氧流化床用于廢水脫硫摘要：采用內(nèi)循環(huán)好氧反應(yīng)器處理模擬的含硫廢水，

42、以顆?；钚蕴繛檩d體，探討影響反應(yīng)器效果的主要因素，探求合理的運行參數(shù)。研究表明，對于不同的硫化物負荷，總存在一個最佳曝氣量，使反應(yīng)器的處理效率達到92%以上；HRT的減小、進水硫化物濃度的增加會降低硫化物的去除率；增加曝氣量會提高反應(yīng)器的去除能力；進水pH在7.58.5變化時對處理效果沒有明顯的影響；尾氣中硫化物損失比率與出水硫化物濃度呈正相關(guān)，與進水pH有一定關(guān)系；反應(yīng)器出水呈乳白色渾濁狀時，處理效果最好。近年來，煙氣的微生物脫硫技術(shù)與含硫酸鹽廢水的厭氧處理工藝迅速發(fā)展，產(chǎn)生大量的硫化物留在廢水中，對環(huán)境造成嚴(yán)重危害。本文采用人工合成的含硫廢水來模擬含硫酸鹽廢水生物還原反應(yīng)器的出水，研究以活

43、性炭為載體的好氧內(nèi)循環(huán)三相流化床反應(yīng)器去除硫化物并將其轉(zhuǎn)化為單質(zhì)硫的工藝特性，對生物脫硫的效果及主要影響因素進行研究，控制條件使硫化物主要被氧化成單質(zhì)硫從而對其進行回收。1材料與方法1.1試驗裝置采用內(nèi)循環(huán)三相好氧流化床反應(yīng)器處理含硫廢水。反應(yīng)器材料為有機玻璃，總?cè)莘e為10L，外筒下部高1000mm，外徑100mm；上部高300mm，外徑200mm；內(nèi)筒高850mm，外徑65mm。上部與下部筒體連接處的錐度為45°。反應(yīng)器上部設(shè)導(dǎo)流筒防止載體流失，下部安裝微孔曝氣砂頭。試驗選用粒徑為0.40.8mm的顆?；钚蕴孔鲚d體，堆積密度為650kg·m-3。1.2試驗廢水整個試驗階段

44、，為了更好地控制研究條件，采用人工合成廢水作為處理對象。用Na2S配制含硫化物廢水，以葡萄糖作為微生物生長碳源，加尿素、NaH2PO4以保證微生物生長，配制比例為COD:N=100:5:1，馴化階段加入微生物生長需要的微量元素。1.3分析項目及測試方法COD：5B-3C型COD快速測定儀；硫酸根離子：鉻酸鋇光度法；溶解硫化物：PAg/S-1型銀硫電極法；氣體中H2S濃度：醋酸鋅吸收碘量法；溶解氧：碘量法；pH：E-201-C型pH復(fù)合電極。1.4啟動方式目前，生物膜反應(yīng)器的掛膜廣泛采用的方法有密閉循環(huán)法和快速排泥掛膜法，但密閉循環(huán)法掛膜需要設(shè)置循環(huán)池和循環(huán)泵，而且需要較多的接種污泥，操作不方便

45、。因此，本研究為了縮短啟動時間，采用快速排泥掛膜法。取實驗室自行培養(yǎng)的活性污泥（MLVSS為2.48g·L-1）4L與400mL活性炭載體混合，靜置10h后，排走上層污泥，將接種后的載體和污水加入反應(yīng)器內(nèi)，悶曝13h后開始連續(xù)進料。2結(jié)果與討論流化床連續(xù)進水4d后，載體表面開始有生物膜生長，此后15d內(nèi)，反應(yīng)器的水力停留時間（HRT）從3.7h降低到1h，進水硫化物（S2-）從50mg·L-1提高到120mg·L-1，進水COD控制在250300mg·L-1之間，曝氣量從75L·h-1提高到90L·h-1，進水pH控制在7.58.5之

46、間。反應(yīng)器運行到第19d時，HRT為1h，COD和硫化物負荷分別為7.5kg·m-3·d-1和3.0kg·m-3·d-1，去除率分別為78.3%和92.62%，出水為乳白色渾濁狀，生成了膠體狀的單質(zhì)硫顆粒，出水pH升高0.5左右。同時，根據(jù)顯微鏡觀察，發(fā)現(xiàn)生物膜結(jié)構(gòu)由絲狀菌和菌膠團組成，微生物相對比較豐富，說明生物膜馴化成功。從第20d起反應(yīng)器正常運行，開始正式試驗。試驗廢水溫度為1821，進水COD確定為350mg·L-1左右。試驗分為五個階段，第階段研究HRT對生物氧化廢水中硫化物的影響，第階段研究進水硫化物濃度的改變對反應(yīng)器處理效果的影響

47、，第階段研究不同曝氣量對反應(yīng)器處理效果的影響，第階段研究進水pH的改變對反應(yīng)器處理效果的影響，第階段研究進水硫化物濃度和曝氣量對反應(yīng)器運行效果的綜合影響。階段各歷時12d，第階段歷時20d。反應(yīng)器整體運行情況見表1。1.jpg (40.89 KB)2009-9-29 22:142.1硫化物容積負荷與曝氣量2.jpg (73.84 KB)2009-9-29 22:14硫化物容積負荷直接影響著無色硫細菌的生長繁殖和硫化物的去除效果。如圖1、圖2所示，第、階段的研究表明，當(dāng)負荷一定時，較大的曝氣量雖然可以提高硫化物的去除率，但生成S的比例下降，使硫化物的氧化不僅進行第一步生成單質(zhì)硫，同時進行第二步生

48、成硫酸鹽，提高出水SO42-的濃度。較小的曝氣量雖然使硫化物的去除率有所下降，但是生成S的比例較高。另外，硫化物容積負荷越高，反應(yīng)器越能保持良好的運行效果，且不易發(fā)生出水中SO42-濃度升高的現(xiàn)象，運行效果較為穩(wěn)定。第階段的研究表明，對于反應(yīng)器來說，在一定范圍內(nèi)任意一個給定的硫化物容積負荷，都可以通過改變曝氣量，提高硫化物的去除率，同時S占氧化產(chǎn)物的比例也比較高。反應(yīng)器運行過程中，每次提高負荷，處理效率都呈下降趨勢，但反應(yīng)器能很快恢復(fù)，說明反應(yīng)器具有很好的抗沖擊性。結(jié)論(1)內(nèi)循環(huán)三相好氧流化床用于處理含硫廢水非常合適，硫化物94%以上被氧化為單質(zhì)硫，反應(yīng)器脫硫效果相當(dāng)明顯。(2)對于好氧升流

49、式流化床反應(yīng)器，在一定范圍內(nèi)，當(dāng)其他影響因素確定時，即給定某個HRT、進水硫化物濃度、曝氣量和進水pH值，都可以通過調(diào)整，使得反應(yīng)器處理硫化物的去除率達到95%以上，同時氧化產(chǎn)物中S占的比例超過93%，有機物的去除率在25%左右。(3)硫化物去除率主要與硫化物容積負荷和曝氣量有關(guān)，當(dāng)反應(yīng)器運行良好時，反應(yīng)器內(nèi)所需要的硫化物容積負荷和曝氣量具有正相關(guān)性。(4)隨著硫化物被氧化，反應(yīng)器內(nèi)pH值會升高，其升高值由單質(zhì)硫生成量決定。(5)尾氣中H2S含量與出水硫化物濃度是正相關(guān)的，另外與反應(yīng)器的pH值有一定關(guān)系。(6)反應(yīng)器進水硫化物濃度高或者曝氣量小時，會出現(xiàn)出水SO42-濃度比進水SO42-濃度低

50、的情況。(7)反應(yīng)器出水的形態(tài)與操作條件密切相關(guān)，只有在出水呈乳白色渾濁狀時，反應(yīng)器的處理效果才好，單質(zhì)硫生成率也高。均勻設(shè)計法處理含硫廢水的研究對鈉鹽型和銨鹽型含硫工業(yè)廢水進行脫硫處理，采用均勻設(shè)計法設(shè)計試驗，得到定量描述試驗內(nèi)在規(guī)律的多元非線性回歸方程。用該回歸方程計算的預(yù)測值與試驗結(jié)果一致。對影響脫硫效果和脫硫效率的影響因素絮凝劑投加量、pH以及廢水含硫量進行了考察。利用回歸方程，對反應(yīng)體系進行了模擬優(yōu)化處理。研究表明，在試驗條件下，用聚合氯化鋁作為絮凝劑、pH=7的條件下，采用兩段工藝，可以使脫硫后廢水含硫量降至40mg/L以下，滿足下游污水處理裝置對含硫量的要求。1試驗部分1.1廢水

51、來源1#原水為制革廢水，鈉鹽型，硫主要以Na2S的形式存在，pH=12。2#原水為煉油廢水，銨鹽型，硫主要以NH4HS、(NH4)2S存在，pH=9。1.2試驗儀器和試劑PHB29901pH計；MY300026智能型混凝試驗攪拌儀。聚合氯化鋁(PAC)；硫化物測定相關(guān)試劑。1.3試驗及分析方法1.3.1試驗方法500mL的原水置于1000mL燒杯中，加藥后用六聯(lián)同步自動升降攪拌機以300r/min快攪60s，然后以60r/min慢攪5min，靜置1h后，取上清液，測定含硫量。1.jpg (109.04 KB)2009-9-29 22:181.3.2分析方法采用碘量法測定含硫量。2試驗設(shè)計及結(jié)果

52、討論2.1試驗設(shè)計篩選了PAC作為脫硫絮凝劑，對其脫硫效果進行了較全面的研究。采用均勻設(shè)計法，對PAC投加量、原水pH和含硫量進行了考察。試驗共選用3因素10水平。含硫量采用擬水平。選用均勻設(shè)計試驗表為U10(102×5)，D(均勻設(shè)計系數(shù))為0.1878。2.2試驗結(jié)果與討論2.2.1脫硫試驗條件與結(jié)果試驗條件與試驗結(jié)果見表1。序號110為1#原水(X1)，序號1120為2#原水(X2)，X3為pH。用脫硫量(S)和脫硫率(Y)來表征脫硫效果，以單位PAC脫硫量(Z)來表征脫硫效率，計算公式見式(1)至式(3)。S=S0-Si      &#

53、160;  (1)Y=S/S0×100%(2)Z=S/X4          (3)式中：S0、Si分別為原水含硫量、脫硫后廢水含硫量，mg/L；X4為PAC投加量，mg/L。采用多元非線性回歸對試驗數(shù)據(jù)進行處理，得到多元非線性回歸方程，見式(4)至式(6)。S=A10+A11X3+A12X4+A13S0+A14X23+A15X24(4)Z=A20+A21X3+A22X4+A23S0+A24X32+A25X42(5)lnY=A30+A31X3+A32X4+A33S0+A34X32+A35X42(6)式中：Aij為回

54、歸系數(shù)，與原水性質(zhì)有關(guān)；i為13自然數(shù)；j為15自然數(shù)。1#原水的多元非線性回歸方程具體為式(7)至式(9)。S=-23.41+30.97X3+1.30X4+0.64S0-4.95X23-2.94×10-3X24(7)Z=10.66-0.30X3-0.09X4+5.02×10-3S0+0.019X23+1.64×10-4X24(8)lnY=3.41+0.23X3+1.76×10-3X4-3.22×10-4S0-0.03X23-3.73×10-6X24(9)2#原水的多元非線性回歸方程具體為式(10)至式(12)。S=-37.84+64

55、.64X3+1.12X4+0.31S0-7.56X23-2.63×10-3X24(10)Z=5.84+0.21X3-0.04X4+1.12×10-3S0-0.04X23+0.59×10-4X24(11)lnY=4.06+0.50X3+4.98×10-3X4-1.21×10-3S0-0.05X23-1.17×10-5X24(12)用回歸方程式(7)至式(12)進行預(yù)測計算，并進行了驗證試驗，其結(jié)果見表2。預(yù)測值與試驗結(jié)果基本一致，表明回歸方程是可靠的。2.jpg (46 KB)2009-9-29 22:182.2.2工藝參數(shù)對脫硫效果的

56、影響pH對脫硫量的影響見圖1。從圖1可見，pH對脫硫量有較大的影響，且存在最佳值。根據(jù)圖1推測以及式(8)、式(9)、式(11)和式(2)的計算可知，不同的PAC投加量時，Y(Z)pH曲線也是一組平行線。3.jpg (69.58 KB)2009-9-29 22:18PAC投加量對脫硫效果和脫硫效率的影響見圖2。PAC對脫硫量和脫硫率的影響是一致的，存在最佳值，但單位PAC脫硫量一直是在下降的。在試驗條件下，當(dāng)PAC投加量達到200mg/L時，脫硫量和脫硫率開始下降，單位PAC脫硫量穩(wěn)定在一個較低的水平，說明過多增加PAC的投加量是不適宜的。這與有關(guān)研究結(jié)論相同。原水含硫量對脫硫效果的影響見圖3

57、，脫硫量隨著原水含硫量的增加而增加。不同的PAC投加量時，是一組平行線，不同的原水其增加的趨勢不同，但脫硫率是降低的(見圖4)。從圖1、圖3和圖4可以看出，1#原水比較容易脫硫，2#原水脫硫難度大得多。兩者的脫硫率相差10%25%。4.jpg (71.09 KB)2009-9-29 22:18根據(jù)式(7)至式(12)計算可知，pH為4時，脫硫量、脫硫率和單位PAC脫硫量最高。由于含硫廢水的pH通常為堿性，要調(diào)整pH需要消耗大量的酸，增加運行成本和安全性等不利因素。含硫廢水的pH為45時，對設(shè)備的腐蝕將帶來嚴(yán)重的問題，且其再利用也有一系列困難，因此進水選用pH為7左右。當(dāng)原水含硫量較高(600m

58、g/L)時，在pH為7的條件下，采用兩段工藝調(diào)整PAC的投加量，結(jié)果見表3。由于脫硫效率的限制，脫硫后出水中含硫量為200mg/L，達不到下游裝置進水對含硫量的要求，因此可以采用兩段流程，將含硫量降至40mg/L以下，滿足下游裝置要求。表3兩段工藝脫硫效果5.jpg (28.61 KB)2009-9-29 22:18結(jié)論試驗中選用制革廢水和煉油廢水進行脫硫處理。在相同的工藝條件下，這兩種原水脫硫性能差別很大。因此，必須針對原水的特性，合理優(yōu)化工藝參數(shù)，才能獲得最佳的脫硫效果。(1)pH為4時脫硫率達到最大值；PAC投加量超過200mg/L后脫硫率不增加；隨著原水含硫量增加，脫硫率一直降低。(2

59、)pH為4時，單位PAC脫硫量達到最高值；隨著原水含硫量的增加，脫硫量和單位PAC脫硫量增加；由于原水含硫量和PAC投加量的不同，單位PAC脫硫量的最高值也不同；PAC投加量增加時，單位PAC脫硫量降低。說明增加PAC投加量，對提高單位PAC脫硫量是不利的。因此，需要根據(jù)其他參數(shù)選擇最佳的PAC投加量，以降低運行成本。吹脫法含油廢水脫硫的實驗研究1.jpg (18.9 KB)2009-9-29 22:25采用吹脫法處理含油廢水，分別考察了pH值，鼓氣量和鼓氣時間等因素對處理效果的影響。最佳處理條件為：取一定硫含量的含油污水500mL，在pH=5和鼓氣量0.4m3/h的條件下鼓氣時間2h，硫化物

60、的去除率可達100%。隨著現(xiàn)代科技的發(fā)展和人們生活質(zhì)量的提高，環(huán)境保護日益受到人們的重視。石化行業(yè)的污染在整個工業(yè)污染中占有很大的比重，而煉油廢水也是一直人們研究的熱點。石油煉制廢水主要含有油、COD、BOD、揮發(fā)酚、CN、S2-、SS和氨氮等污染物。水體含有的硫化物直接影響人體的健康，并且它還會與水體或空氣中的某些物質(zhì)發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，生成含有H2S、SO2等有害物質(zhì)的污染物，這些污染物質(zhì)不但會污染大氣，還會造成酸雨等一系列較嚴(yán)重的污染。目前，針對含硫廢水的種類、含量和來水規(guī)模，國內(nèi)外主要采用加氫法、非加氫法、氧化法、吸附法和生物法等方法將廢水中的硫化物脫除到規(guī)定的指標(biāo)，然后對脫硫廢水分別進行回注地層、排放和綜合利用，以達到綜合治理的目標(biāo)。本文以含油廢水為研究對象，研究在吹脫條件下各因素對硫化物去除率的影響效果，考察并優(yōu)化了處理工藝條件，并對該含油廢水COD值進行分類分析。結(jié)果表明，該工藝具有處理效果好的優(yōu)點，可望在工業(yè)中得到廣泛應(yīng)用。1實驗部分1.1儀器及藥品儀器：pHS-25型pH計；WM-5無油氣體壓縮機；25mL滴定管；250mL碘量瓶。藥品：Zn(