碳纤维生产废水

碳纤维生产废水（精选8篇）

碳纤维生产废水 第1篇

1 废水来源、水质、水量

粘胶纤维的生产废水主要有酸性废水和碱性废水两种。

1)酸性废水：含有硫酸、硫酸纳、硫酸锌等，主要来源于酸浴车间和纺练车间。PH值：1-5, COD:300-1000mg/l, Zn2+：50-70mg/l水量：150-330m3/h;

2)碱性废水：含有烧碱、有机物、纤维素等，主要来源于制胶车间。PH值：10-12, COD:1000-3000mg/l，水量：90-200m3/h。

这些废水通过各自的地下排污管线流到废水处理站的酸性调节和碱性调节池，然后进行后续处理。

2 废水处理工艺

由于该公司污水处理站的出水还要进入该地区市政污水处理厂进行处理，所以公司出水水质要求达到国家《污水综合排放标准》(GB8978-96)三级排放标准，最高允许排放浓度见下表：

根据废水来源的水质和废水排放标准可以看出，最需处理的是调节酸碱平衡、降低COD浓度，除锌及除去H2S、CS2等气体。由车间排放的酸性废水和碱性废水分别通过格栅后进入地下酸性调节池和碱性调节池，经过调节后，分别用提升泵送入中和曝气池，在中和曝气池中酸碱废水进行混合，中和后仍显酸性，这样使制胶车间废水中的COD及主要的纤维素黄酸脂、半纤维素等有机物析出，从而降低了COD，消除了大部分有机物对锌离子沉淀的干扰。

另外，在酸碱调节池和中和曝气池底部吹入由鼓风机房送来的空气，水在池中进行充分的曝气，将水中含有的H2S、CS2等气体吹脱，经管道收集至污水处理站废气处理系统，废气经过处理后再进行高空排放。由中和曝气池流出的废水进入反应沉淀池，沉淀池分三段，用隔墙隔开，在第一格加入电石渣Ca (0H) 2溶液，池中设搅拌机，利用搅拌作用进行酸碱反应，调节PH值到8一10，此时废水中的锌离子最易沉淀，将形成絮状氢氧化锌。反应式如下：

为了加强沉淀效果，在第二格加入混凝剂，使废水中的Zn2+和不溶性物质共同沉淀，以提高Zn2+和COD的去除率。每格中均设搅拌装置，使废水充分混合，然后进入沉淀区，使废水中的悬浮物及Zn (0H) 2等充分沉淀，最后达标排放。

由于在沉淀池会有大量污泥产生，因此在沉淀池设有刮泥机，将沉淀池底部的污泥定期进行清理。从沉淀池底部被清理的污泥流入污泥泵房的污泥池中，然后通过污泥泵将污泥送至浓缩池进行浓缩，浓缩之后的污泥进入污泥脱水间，通过带式压滤机，将污泥压成泥饼，再通过螺旋输送器将污泥饼送至卡车中，最后运往附近的热电厂进行焚烧。

主要工艺流程图如下：

3主要处理设施

3.1格栅井

格栅井分为酸性格栅井和碱性格栅井两种，均为两个，容积均为3.41.22.3m3，用于截留废污水中粗大的悬浮物和漂浮物，防止水泵和管道堵塞。

3.2 废水调节池

调节池分为酸性调节池、碱性调节池，酸性调解池的有效容积为4O243.78m3。废水在池中的停留时间为3.8h。碱性调节池的有效容积为40133.78m3，废水在池中停留时间为6.7h。池底设穿孔曝气管，以利于吹脱废水中的H2S、CS2气体和防止悬浮颗粒的沉淀，两个调节池气水比均为9∶1。调节池为封闭型，在池顶设排气管道至废气处理系统，废气经处理后高空排放。调节池的出水侧设半地下式提升泵房，分别设置酸碱性废水提升泵。

3.3 中和曝气池

污水被泵提升后，进入三组6座平行设置的中和曝气池，每座池的容积均为l555m3。水力停留时间为1.8h，两种废水在池中进行充分的混合。在池底部设穿孔曝气管对废水进行吹脱曝气，以除去H2S、CS2等气体，气水比为9∶1。

3.4 反应沉淀池

反应沉淀池也为三组六座平行设置的水池，每个池分为三部分，即石灰乳反应池、混凝剂反应池、平流沉淀池。石灰乳反应池、混凝剂反应池容积均为443.5m3，反应时间为15分钟，为使反应更加充分，池中分别设置机械搅拌设备，平流沉淀池平面尺寸3253.5m3，有效水深为3m，缓冲层0.5m。超高0.5m，水力停留时间2.3h，池中设机械刮泥设备。

3.5 污泥池

污泥由沉淀池污泥斗重力流入污泥泵房污泥池, 污泥池有效容积108.52.5m。

3.6 污泥浓缩池

污泥浓缩池为两座，直径10m，有效高度4.5m。

此外，还有污泥脱水间、鼓风机房、絮凝剂、电石渣浆Ca (OH) 2溶液制备间等辅助设施。

4 工艺特点

1) 粘胶纤维由于其特有的生产过程, 造成废水排放的间断性和多变性, 使排出废水的水质和水量在一日内变化很大, 而废水处理设备均要求均匀进水。因此设置废水调节池，将不同时间的排水储存在同一池中调节，从而使出水均匀。此外，调节池底部设曝气管，对废水进行预曝气，既可先期排出一些H2S、CS2等气体，保证后续曝气处理工艺中对这些气体排出的彻底性，又可以防止调节池中悬浮物的沉淀，减少池底淤积，便于清理。

2)用Ca (OH) 2溶液中和酸性废水，同时还可沉淀废水中的锌离子。公司通过多次实验得出结论，锌离子在PH值8～10的环境下沉淀率最高。设计工艺中在废水中加入Ca (OH) 2溶液，既除去了锌离子，使其形成Zn (OH) 2沉淀，又调节了废水的PH值使其能达到排放标准。

3)整个系统工艺路线完整，参数可靠，构筑物布局紧凑;管路设计经济合理;事故时可超越部分构筑物，操作灵活。

5 出水数据、结论

该污水处理站自2006年投入运行以来，完全满足公司废水处理要求，废水处理效果明显，处理后各项指标全部达标，表2为2006～2009年环保部门对排放废水的监测数据。

从表2可以看出，处理后的废水中各组分的含量都低于国家污水综合排放三级标准的标准值，污水全部达标排放。实践证明使用该工艺处理粘胶纤维生产废水是有效和可靠的，能取得较好的经济效益和环境效益。

参考文献

[1]周玉渲, 程基沛.粘胶纤维生产基本知识.纺织工业出版社, 1982.

碳纤维生产废水 第2篇

摘要：[目的]研究絮凝法处理中密度纤维板生产废水的效果.[方法]利用ZZH絮凝剂处理中密度纤维板生产废水,介绍试验方法、步骤,分析作用机理和效益.[结果]以500 ml废水中加入0.10 ml絮凝剂为最佳投加量,静置时间4.0 h最好.采用滤布抽滤对CODCr和SS去除率低于用滤纸抽滤,但相差不大,下层沉淀物用滤布抽滤后即可达到工业生产回用水水质要求.ZZH型絮凝剂的凝聚-絮凝机理是表面络合沉淀过程.采用ZZH型絮凝剂处理后,该公司每年节约成本346.8万元,CODCr减排357.7 t,SS减排246.4 t.采用ZZH型絮凝剂CODCr去除率达94.45%,SS去除率达95.61%,处理后的`水质达到工业生产回用水水质要求.[结论]采用ZZH絮凝剂处理中密度纤维板生产废水,操作简单,去除效率高,具有显著的经济效益和环境效益.作 者：邵坚 武艳丽 作者单位：邵坚(华北水利水电学院,河南郑州,450011)

武艳丽(河南省开封县环境保护局,河南开封,475100)

粘胶纤维生产中废水处理技术分析 第3篇

随着我国纺织产业规模不断扩大及粘胶纤维需求量不断提升, 染料废水污染也日趋加剧, 这就导致着废水污染治理的工作很严峻。单就我国在粘胶纤维生产中废水治理技术的现状来说还存在很大的问题, 主要体现在治理的方法效率低、成本高、应用有限, 并且产生难降解的污染物。像现在使用最多的臭氧氧化法、电凝法、吸附法、离子交换法、膜过滤法以及絮凝法等理化方法都存在着这样的缺点。那么该寻找一种什么样的可行性的替代方法, 使其成本低、效率高又能兼顾环保保护等方面是当务之急。

2粘胶纤维生产中废水组成及来源分析

在我们现在的粘胶纤维生产中需要大量的二硫化碳、硫酸等化工原料, 经过各道生产工序和工艺流程后将会有80%的化工原料转变为废物污染到大气和水体, 同时在生产中产生溶解的有机化和物等也会进入废水中造成水体污染。下图所示的纺丝成型生产流程是粘胶纤维生产环节中产生污染物最大的一部分。

在这个环节中粘胶液通过纺丝浴凝固和再生成为粘胶人造丝以及强力丝、短纤维等。而纺丝浴是由硫酸和硫酸钠等化合物组成。这是构成废水来源的一个方面。

另一个方面是, 粘胶纤维生产是需要大量水的过程, 这就促成了排出的水的量也是很大的一个事实。这主要体现在酸性废水、碱性废水以及混合废水三方面, 我们把这三类废水的水质构成划分如下:

酸性废水的来源主要是在纺丝车间和酸站, 纺丝机的淋洗废水, 酸浴过滤器洗涤废水等等。碱性废水是在原液车间冲洗废水、滤布等产生的。而混合废水的出现主要是在粘胶制备车间和后处理车间等, 并且产生的量很大。

3粘胶纤维生产中废水处理措施

3.1二浴废水的回收。在实际的生产中溶剂萃取技术所用的萃取剂很多, 其中P2O4加煤油萃取率很高。一般地P2O4在煤油中以聚合形式存在, 在酸性体系中萃取锌的反应式是:

从式中可以看出, 锌会从水转入有机相, 再用一定的反萃液把有机相中转到水相用以回收。一般地这样的处理方法锌的回收利用率在90%以上, 没有二次污染。

3.2洗布环节废水的处理。这个环节我们可以采用以废治废的方法来治理。我们知道在生产中洗布废水含有很多的碱纤维素和纤维素磺酸酯, 会与酸反应生成不溶于水的纤维素浮渣, 它的化学式为:

另外将粘胶纤维生产中的二浴废水作为酸化介质以此达到治理的目的。我们可以用下面的工艺流程图表示。

图示中的1是二浴废水调节池, 2是气罐, 3是曝气除渣器, 4 是洗布废水调节池, a是空压气, b是出渣, c是出水。经过这样的工艺在实际生产时S2~的祛除效率在90%左右, COD去除率在93%左右。

3.3冲渣和水除尘的治理。用制浆废水冲锅炉渣和水除尘具有中和的作用。它是利用烟气中的二氧化碳, 二氧化硫等降低PH值。同时炉渣和烟尘孔隙多, 面积很大, 可以采用吸附技术处理, 它能够吸附废水中的染料粒子。

3.4 制浆废水含短纤维、粘结剂原料的治理。出现这样的情况我们一般可以采用曲型筛回收短纤维, 制浆黑液含有一定的糖类可以替代饴糖作为耐火材料和翻砂铸造行业的粘结剂。

总结

经过上面的阐述分析, 在粘胶纤维生产中采用废水处理工艺后出水水质稳定可靠, 均达到了印染废水进行深度处理, 处理出水能达到染整工艺用水标准, 并回用到生产车间, 且投资成本较低, 运行费用低于。在生产中产生的污泥量也减少了, 降低了污泥处置费用和难度, 实现了企业的经济效益和社会效益双丰收。随着各种染料生物降解机理的发现、各种高效降解微生物的筛选以及新技术的应用, 染料废水实现循环利用指日可待。

参考文献

[1]李伟, 粘胶生产中废水的工艺处理, 中国新技术新产品, 2015年12月9日。

[2]陈勇民, 苏敏刚, 新疆棉浆粕及粘胶纤维行业水污染治理现状及对策, 科学中国人, 2014年9月3日。

[3]申彦五, 代四海等, 混凝法处理黏胶短纤维废水的研究[J];工业水处理;2013年05期。

纤维乙醇工厂综合废水处理实例 第4篇

目前制糖废水的处理技术主要包括物化法和生化法物化法处理包括沉淀法吸附法电化学法磁分离法高级氧化法蒸发浓缩法等[1]。秸秆生产纤维乙醇废水的可生化性比较好, 国内外对纤维乙醇废水的处理常采用生化处理的方式, 主要有UASB厌氧处理法、A/O处理、AICS工艺、A2/O工艺, 目前磁分离技术[2]、人工湿地填料技术[3]以及土壤渗透技术[4]在污水处理中对的应用正在被研究。

1 废水的来源和水量

某公司是利用秸秆在氨爆预处理的前提下, 利用酶解产生的酶解液发酵生产酒精的工艺, 纤维素酶技术利用山东大学专利技术。其废水主要包括生活废水、纤维素酶车间的实验废水、发酵车间的黄水、锅炉房离子交换再生冲洗废水、酒精蒸馏废水和生产厂区冲洗废水等, 该公司设计废水处理量为200 m3/d, 进出水水质见表1。

两种废水混合后废水COD按20000 mg/L计算。

2 废水处理工艺

秸秆发酵生产纤维乙醇产生的废水属于高负荷废水, 有机物含量高, 酸度大。综合污水排放标准和生产废水的特殊性质, 该公司废水处理采用UASB+A/O工艺, 工艺流程图如图1。

综合污水进入调节池, 在调节池内调节水质、水量和水温, 根据水质的酸碱度加药 (此公司水质偏酸性) 。污水通过调节池进入一沉池, 在中心筒的作用下分散污水, 使得泥水分离效率高。污水从反应池的出水槽溢流入酸化水解池的配水系统, 均匀的分布出水。污水在水解酸化池经过菌种的协同作用, 将大分子的有机物分解成小分子有机物。污水进入UASB反应池后, 活性颗粒污泥将小分子有机物进一步分解成沼气, 通过三相分离器将污泥、污水、沼气分离, 并将沼气收集。UASB池是COD值降低幅度较大的区域。污水在A/O池内完成除磷脱氮作用, 厌氧池内反硝化细菌利用污水中的剩余有机物和好氧池内的回流液进行反硝化反应, 从而达到脱氮的目的[5]。厌氧池内的污水自留到好氧池内, 好氧池利用鼓风机进行通风培养活性污泥, 进一步去除有机物和进行氨氮的硝化反应, 通风方式采用多枝多管型。污水从好氧池进入A/O池沉淀池收集回流污泥以及排除剩余污泥。然后污水进入沉淀池进一步沉淀污泥, 使水质达到排放的目标。一沉池、UASB池、A/O池沉淀池、沉淀池所产的剩余污泥自然排放进入污泥浓缩池内, 污泥浓缩池所产生的滤液回流到调节池内。

3 主要构筑物

3.1 调节池

生活污水和生产污水的水质差别比较大, 蒸馏车间排放的污水水温达到70℃, 生活污水和生产污水在生化处理之前需要调质调温, 温度降至40℃左右。生产污水的酸性比较大, 根据每天污水测定的p H值对污水添加酸碱液。

调节池为钢筋混凝土结构, 设计参数为长13.3 m, 宽5.4 m, 深4.2 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下4 m, ±0.00以上0.2 m。池内安装2台潜污泵, 型号为QW12-15-1.5, 流量为12 m3/h, 扬程为15 m。一开一备。

3.2 一沉池

一沉池对污水进行初步沉淀污泥SS去除率达到30%, COD去除率为10%, 可以减少酸化池的有机负荷。设计参数为长4 m, 宽4 m, 深5.8 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下1.3 m, ±0.00以上4.5 m。

3.3 水解酸化池

水解酸化池主要利用产酸菌的作用分解大分子有机物, 并且可以去除污水中的Ca2+, 避免Ca2+对UASB内活性污泥的抑制作用。水解酸化池采用悬挂式ABS弹性填料, 上部进水, 下部出水, 一管一孔式配水, 利于出水均匀和检修方便。水解酸化池COD去除率达到20%, 水解酸化池的设计参数为长7.5 m, 宽6.5 m, 深4.5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下1.3 m, ±0.00以上3.2 m。

3.4 缓冲池

调节p H值, 添加碳氮营养, 有加热装置, 保证冬季污水达到适宜的温度。出水采用自吸泵2台, 泵型号为ZW100-15-7.5, 流量为100 m3/h, 扬程为15 m。一开一备。

3.5 UASB池

布水系统采用一管一孔式, 与酸化调节池相似。三相分离器有效地分离沼气、污水和污泥。污水COD去除率达到90%, 是去除有机负荷的主要区域。UASB池的设计参数为长11.8 m, 宽7.5 m, 深6.5 m, 共两座池子。池子采用地下地上建筑, ±0.00以下1.3 m, ±0.00以上5.2 m。

3.6 A/O池A段

厌氧池设计参数为长11.8 m, 宽4.5 m, 深5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下1.3 m, ±0.00以上3.7 m。污水回流量达到200%, 污泥回流量为80%。污泥和污水回流泵型号均为LW10-10-0.75, 流量为10 m3/h, 扬程为10 m。潜水搅拌机2台, 型号为QJB2.5/8-320/S。

3.7 A/O池O段

好氧池设计参数为长11.8 m, 宽6.2 m, 深5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下1.3 m, ±0.00以上3.7 m。好氧采用鼓风曝气, 因为污水为高浓度有机污水[6], 鼓风机型号为NSR125。

3.8 A/O池沉淀池

设计参数为长4 m, 宽4 m, 深5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下2.3 m, ±0.00以上2.7 m。

3.9 二沉池

添加PAM药品沉淀污泥, SS去除率达到95%。设计参数为长4 m, 宽4 m, 深4.5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下2.3 m, ±0.00以上2.2 m。

3.1 0 污泥浓缩池

添加PAM药品沉淀污泥, 使用板框压滤机将污泥压缩成块。设计参数为长4 m, 宽3.3 m, 深4.5 m, 池子采用地下地上建筑, ±0.00以下2.3 m, ±0.00以上2.2 m。

4 运行效果分析

纤维乙醇生产污水处理工程的处理效果见表2。

进水COD在20000 mg/L, 氨氮500 mg/L的条件下, UASB+A/O工艺的COD处理量达到85%, 氨氮处理量达到94%。此工艺处理综合废水后的出水各参数测定值能够达到城镇污水处理厂进水管网接入标准。

5 结论

采用UASB+A/O工艺处理纤维乙醇生产和生活污水, 处理效果良好, 操作简单, 运行稳定, 具有良好的可行性。

6 前景分析

纤维乙醇产业发展的同时, 生产周围环境正面临严重的污染问题。废水处理是改善生活条件的方式, 也是企业可持续发展的需要。废水处理在符合国家排放规定的前提下, 通过改善工艺和运行条件使得公司处理废水的成本降低, 或者进行废物资源化, 是今后发展的方向。此工艺在实际的纤维乙醇生产中显现良好的运转状况, 为纤维乙醇的发展积蓄了力量。

参考文献

[1]董爱军, 马放, 徐善文.有机废水资源化研究进展[J].中国甜菜糖业, 2006 (1) :24-28.

[2]孙巍, 李真, 吴松海, 等.磁分离技术在污水处理中的应用[J].磁性材料及器件, 2006 (8) :6-10.

[3]王振, 刘超翔, 李鹏宇, 等.废砖块作为人工湿地填料的除磷能力研究[J].环境科学, 2012 (12) :4373-4379.

[4]金亚若, 万红友.浅析土壤渗滤技术在再生水处理中的应用[J].环境科学导刊, 2012 (6) :72-77.

[5]李桂荣, 宋同鹤, 潘文琛, 等.两级UASB+A/O处理玉米制糖废水工程实例[J].水处理技术, 2010 (9) :130-132.

零价铁/炭纤维预处理制药废水 第5篇

本工作以炭纤维为载体，通过电沉积法在其表面负载零价铁颗粒，考察了初始废水pH、铁碳质量比、固液比、曝气量对制药废水COD去除效果的影响，并对其动力学进行了研究。

1 实验部分

1.1 材料和仪器

废铁屑：西安建筑科技大学金工实习训练中心废料，铁质量分数为95%。使用前用质量分数为3.5%的盐酸浸泡30 min，去除表面氧化物，再用清水洗净。

颗粒活性炭：北京市钰恒源净水材料科技有限公司，粒径为6～8 mm；使用前用制药废水浸泡12 h，使之吸附饱和，以消除活性炭的吸附作用对处理效果的影响。

炭纤维：吉林双鹏碳材料科技开发有限公司，比表面积大于50 m2/g。

制药废水：取自西安某抗生素药物生产厂，COD=10 082.63 mg/L，色度为135倍，pH=7.3,SS=250 mg/L,Na Cl质量分数为3.5%。

IT6322型三路可编程直流电源：艾德克斯（南京）有限公司；HH-1型水浴锅：金坛市科兴仪器厂；CHZ-82A型恒温摇床：金坛市富华仪器有限公司；SM-7001F型扫描电子显微镜：日本电子株式会社；PHS-25型酸度计：上海仪电科学仪器股份有限公司。

1.2 零价铁/炭纤维的制备

以炭纤维为阴极，铁棒为阳极，将其置于电解液（硫酸亚铁质量浓度为100 g/L、Na Cl质量浓度为30 g/L）中，用盐酸调节p H至3，加热电解质溶液至70℃，将阴阳极分别接入电源负极和正极，进行恒电流电解。电解一定时间后，将炭纤维取出，用无氧去离子水冲洗后，在氮气的保护下干燥，得到负载了零价铁的炭纤维（零价铁/炭纤维）。通过控制电解时间获得不同铁碳质量比的零价铁/炭纤维。

1.3 实验方法

分别在3个250 mL锥形瓶中加入100 mL制药废水，用硫酸调节pH。向3个锥形瓶中分别加入零价铁/炭纤维、铁屑以及活性炭和铁屑的均匀混合物，调节曝气量。在反应温度为30℃的条件下反应一定时间，调节出水pH至3～8，离心，取上清液进行测定。

1.4 分析方法

采用SEM技术对零价铁/炭纤维的表面形貌进行表征；采用重铬酸钾法测定制药废水处理前后的COD[10]；采用酸度计测定废水p H。

2 结果与讨论

2.1 零价铁/炭纤维的SEM照片

零价铁/炭纤维的SEM照片见图1。由图l可见，炭纤维表面光滑，直径约为6～8μm，炭纤维上负载的零价铁呈大小不一的球状，粒径为1～10μm。零价铁球团大小不一是由电流密度变化所致。根据Gibbs理论，在原子总数不变的情况下，粒子外形应是表面能最低状态时的形状，因此具有立方晶格的铁呈现为表面能最低状态时的球形。

2.2 COD去除率的影响因素

2.2.1 反应体系

在初始废水p H为5、在铁碳质量比为2∶1、固液比（固体质量以铁计，下同）为50 g/L、曝气量为60 L/h的条件下，反应体系对COD去除率的影响见图2。由图2可见，反应180 min后，零价铁/炭纤维体系的COD去除率为55.42%，明显高于活性炭-铁屑体系（45.48%）和铁屑体系（28.68%）。主要原因为零价铁/炭纤维上所负载的零价铁的活性比普通的铁屑高，且铁碳的紧密结合更易发生微电解作用，加快铁的腐蚀，从而加速一系列反应（还原、混凝等）的进行；而活性炭-铁屑中的铁碳在废水处理过程中不易接触，在流化床中易出现分层，不利于铁碳微电解的进行；单独使用铁屑时，表面容易形成钝化膜，从而限制了反应的进行。因此，活性炭-铁屑体系及铁屑体系对制药废水中COD的去除效果均较零价铁/炭纤维体系差。以下实验均选用零价铁/炭纤维反应体系。

2.2.2 初始废水p H

在铁碳质量比为2∶1、固液比为50 g/L、曝气量为60 L/h的条件下，初始废水p H对COD去除率的影响见图3。由图3可见：随初始废水pH的升高，COD的去除率先增大后减小；当废水pH为5时，处理效果最佳，反应180 min后COD去除率达到最高（为57.71%）。这是由于铁在酸性溶液中的腐蚀主要以析氢反应为主[11]，当氢离子浓度较高时，更有利于铁屑的溶解与负载，提高了铁的活性，进而促进了铁碳之间的微电解反应[12]；但在强酸性条件下，活化反应过于激烈，大量负载于炭纤维上的铁与酸反应产生H2微泡，附着于炭纤维表面，阻碍了炭纤维与废水的反应，同时还影响了铁碳之间形成稳定的氧化还原电势，致使COD去除率下降。因此，确定最佳初始废水p H为5。

2.2.3 铁碳质量比

在初始废水pH为5、固液比为50 g/L、曝气量为60 L/h的条件下，铁碳质量比对COD去除率的影响见图4。由图4可见：随铁碳质量比的增加，COD的去除率先增加后减少；当铁碳质量比为2:1时，反应180 min后COD去除率为58.86%。这是由于，当铁碳质量比较低时，溶液中无法形成足够的微电池，从而使COD的去除效果变差[13]；随着铁碳质量比的逐渐增大，铁碳之间形成较多的微电池，产生大量的活性基团，更多的铁离子溶出并负载于炭纤维上，从而提高了COD的去除效果；当铁碳质量比很高时，铁包裹了碳，降低了微电池效应，对原电池反应的传质速率造成影响，导致COD去除率增加不明显。因此，选择最佳铁碳质量比为2∶1。

2.2.4 固液比

在初始废水p H为5、铁碳质量比为2∶1、曝气量为60 L/h的条件下，固液比对COD去除率的影响见图5。

由图5可见，随固液比的增加，COD去除率先逐渐增加后略有降低。主要原因是固液比的增加有利于废水中原电池反应的增强，Fe2+的生成使OH-数量增加，电化学富集作用明显，促进微电解的电极反应，从而提高了COD去除率；但固液比过高造成Fe2+的生成率过快，溶液中瞬间积存大量Fe2+，这部分Fe2+又会与OH-发生反应，消耗OH-[14]，大量零价铁/炭纤维的投加使废水中的原电池数目呈现饱和状态，导致COD的去除率不再增加。因此，选择最佳固液比为90 g/L。

2.2.5 曝气量

在初始废水p H为5、铁碳质量比为2∶1、固液比为90 g/L的条件下，曝气量对COD去除率的影响见图6。由图6可见：COD去除率随曝气量的增加先逐渐增加；当曝气量增至50 L/h时，COD去除率基本达到稳定；当曝气量为80 L/h时，COD的去除率达到最大（为72.79%）。对废水进行曝气可促进氧的溶解，进而促进氧化还原反应的进行，增强原电池反应，对有机物的降解有利。另外，曝气可以增强对废水中铁屑的扰动，减少板结，使填料之间产生摩擦，有利于去除铁屑表面沉积的钝化膜和凝聚吸附在填料表面的悬浮物。但曝气量过大，会产生大量气泡。这些气泡包裹在零价铁/炭纤维表面，阻碍废水与零价铁/炭纤维的接触，导致COD的去除率未有进一步增加。因此，选择最佳曝气量为80 L/h。

2.2.6 小结

在初始废水p H为5、铁碳质量比为2∶1、固液比为90 g/L、曝气量为80 L/h的条件下，采用零价铁/炭纤维体系处理COD=10 082.63 mg/L、色度为135倍、pH=7.3、SS=250 mg/L、NaCl质量分数为3.5%的制药废水，COD去除率可达72.79%，出水COD为2 743.48 mg/L，减轻了后续生化处理工艺的进水负荷。

2.3 零价铁/炭纤维预处理制药废水的反应动力学

制药废水成分复杂，采用单一污染物的反应动力学进行分析较为困难。因此，以COD为研究对象，在最佳单因素条件下，对COD的降解进行反应动力学分析。根据零级、一级、二级和三级反应的动力学方程，分别以CODt,-ln(CODt COD0),-(1/COD0-1/CODt),0.5(1/CODt2-1COD02）对t作图，零价铁/炭纤维降解制药废水中COD的动力学拟合曲线见图7。

由图7可计算得出，零级、一级、二级和三级反应的相关系数分别为0.818 95,0.891 88,0.94235,0.971 22。相比而言，三级反应动力学拟合方程与零价铁/炭纤维微电解化学反应过程数据的相关性最好。由此可见，零价铁/炭纤维降解制药废水中COD的过程符合三级反应动力学方程。

3 结论

a）采用电沉积法制备了零价铁/炭纤维。SEM表征结果显示，炭纤维表面光滑，炭纤维上负载的零价铁呈现大小不一的球状。

b）零价铁/炭纤维体系对制药废水中COD的去除效果好于活性炭-铁屑体系及铁屑体系。

c）在初始废水pH为5、铁碳质量比为2∶1、固液比为90 g/L、曝气量为80 L/h的条件下，采用零价铁/炭纤维体系处理COD=10 082.63 mg/L、色度为135倍、p H=7.3、SS=250 mg/L、Na Cl质量分数为3.5%的制药废水，COD去除率可达72.79%，出水COD为2 743.48 mg/L，减轻了后续生化处理工艺的进水负荷。

碳纤维生产废水 第6篇

关键词：CASS技术,粘胶纤维,生产工艺,废水处理

1 粘胶纤维生产中废水的来源分析

粘胶纤维因其具有良好的吸湿性、可纺性被视为工业化生产中的化学纤维之一, 经常与棉、毛以及各种合成纤维混纺、交织、用于各类服装及装饰用纺织品。其中高强力粘胶纤维还可用于轮胎帘子线、运输带等工业用品。

但是, 在庞大的需求量的背后, 它的生产却不是那么的简单。它在生产中关乎到很多复杂的工艺, 同时其需要耗水量, 生产过程中排放的工业废水量大。我们知道, 粘胶纤维在生产中需要很多的化工原料, 这些原料将会转化为废物, 排放后污染水体, 另外一部分在生产中溶解的有机化合物会再次进入废水中, 进一步加大污染水体。我们用图1来表达粘胶纤维在生产的每个过程中产生废水的工艺体现出来。具体如图1所示:

从图1中我们不难看出, 造成废水的污染主要是由碱性废水和酸性废水两大部分组成。其中碱性废水是碱站和后处理工序中, 在具体点就是碱站排放出来废液和清洗碱罐的水, 这是一部分;另一部分是来源于更换和清洗滤器和喷丝头也会产生些。

而酸性废水主要是硫酸和硫酸钠等, 一般来说这种废水排放比较集中, 并且硫酸锌和硫酸的浓度都比较高, 治理起来也是很麻烦的。

基于以上两点我们有必要对粘胶纤维在生产中产生的混合废水进行综合治理, 一方面提高生产效率, 另一方面保护环境。文章将结合工业生产粘胶纤维的实际情况, 对采用CASS技术处理混合废水做一技术应用分析, 目的是为今后的工业生产做一参考借鉴。

2 CASS技术处理概述

一般地, CASS技术实际上是一个好氧、缺氧、厌氧交替运行的过程, 它集曝气沉淀、排水于一体。在工作中将序批式活性污泥法的反直池沿长度方向分为两大部分, 其中前一部分为生物选择区也称预反应区, 后一部分为主反应区和在主反应区后部安装了可升降的废水装置, 在一定程度上实现了连续进水间歇排水的周期循环运行。它具有一定脱氮除磷效果, 废水以推流方式运行, 而各反应区则以完全混合的形式运行以实现同步硝化到反硝化和生物除磷。这个工艺的使用运行方式比较灵活, 没有二次沉淀池, 除此之外还有能提高处理效率, 保障了出水水质。

在曝气区域和静止沉淀的中间环节都会进行硝化和反硝化反应, 进一步具有除磷脱氮的作用。同时进水水量和水质的波动可以用改变曝气的时间予以控制, 在一定意义上来说哟较强的适应性。这个装置在半静止状态下表面水力和固体负荷会变低, 沉淀效果会好。

常见的CASS技术工艺流程如图2所示。

在这样的一个流程示意图循环中, 反应器的水位是随着进水而由最初的最低水位上升到最高设计的水位。在曝气以及搅拌结束以后促使活性炭污泥絮凝, 然后使反应器中的水位逐步恢复到最低水位。而每个反应器又是有3个区域组成的, 也就是我们经常说的生物选择区、兼氧区以及主反应区。如图3所示。

在实际的工作中, 生物选择区它是根据活性污泥的动力学设计成的, 主要是设置在前面的小容积地方, 它的水力停留时间一般在半个小时左右, 充分利用了活性污泥的快速吸附作用达到加速祛除污水的目的。

兼氧区除了促进磷的释放和强化作用之外还具有辅助厌氧或者是兼氧运行时候的生物选择区对水质变化的作用。主反应区就是出去有机底物的主要的活动场所。通常会把主反应区的曝气强度加以控制, 促使反映区内的主体溶液处于好氧状态。经过这样的往复循环会使主反应区中间的有机物释放。

在最后一个区域模块中, 也就是选择器中进行的是反硝化作用, 它出去的氮可以占到总祛除率的20%左右。选择器可定容运行的同时也可以可变容运行。其中有主反应区向选择区回流的污泥量是以主反应器中的污泥量全部循环到1次为标准的。

3 CASS处理混合废水的技术路线

在实际的技术路线生产中, 化纤酸性废水是在原有的调节池内用原有的鼓风系统进行曝气的, 这其中大部分的氧化物被祛除, 同时棉浆黑液混合废水和化纤酸性废水在调节池内再进行混合。最后再把粘胶纤维混合废水提到反应池内, 进入沉淀池。它的技术路线图如下图4所示:

在絮凝沉淀环节在选择絮凝剂用量和搅拌时间等因素方面, 采用混合型正交实验表, 通过六联搅拌下的烧杯予以进行, 在生化处理到正常运行期间适当增加絮凝剂和助凝剂。

在取样的时候根据每天的CASS周期数分别采集进水出水和棉浆黑液废水和酸性化纤废水等。采集的时间应根据具体情况每一期进行。而在污泥培养和驯化阶段时候可以同时进行, 它的时间大概在十天左右。

污水在进入反应器前要经过预处理达到设计出水的标准才行, 然后再根据棉浆黑液废水和酸性废水在调节池内进行下一步的混合, 保持PH值在6~8.5, 在这样的情况下锌离子会沉淀下来。然后再在酸性废水中加入量为15%~33%根据进水负荷的大小适当增加。经过一定时间的观察, 硫离子和锌离子的标准符合既定的设计标准。另外为了使污泥增加速度加快, 可以投放营养物。

在驯化阶段的时间规定要比前者要长, 一般是50多天, 并分为驯化过渡时期, 驯化中和驯化后。在驯化中期反应器的进水负荷会增大, 进水负荷已经达到了设计的负荷, 一般地是超过50%左右, 这个时候它的去除率会达到70%~82%。污泥的驯化和生化处理效果这个时候会比较稳定, 可以继续增加进水负荷进一步试验。

经过这样的操作后, 污泥逐步达到了预定处理的效果, 主要污染物的去除效率达到了设计的最初要求。经过进一步的分析得出, 污泥已经适应了粘胶纤维混合废水的处理环境, 这样来看污泥的驯化是可行的。选用这样的系统也是确保了正常运行的效果。

4 结果分析与分析讨论

经过试验分析总结得出如下的混合废水水质的情况, 见表1。

在运行中期, 铸件提高污泥的负荷时候它的去除率一直稳定在75%~80%, 当有机负荷的改变时候CASS系统的去除率也会有影响, 但是影响不会太大, 这充分说明了系统中的缓冲能力很强。在试验的后期由于生物吸附的饱和度, 当污泥负荷增加较高时候吸附力就会逐渐饱和。当吸附分解能力达到一定的极值时去除率就会出现下降的情况。

在曝气方面, 曝气时间如果在4个小时左右时可以保障冲击负荷下因环境的变化促使污泥活性进一步降低, 这样就会得到较好的水质。总体来说这样的处理结果还是在一些化工企业中得到应用。

参考文献

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[3]伦海波, 张一婷.粘胶行业废水及污泥处理工艺研究[J].纺织导报, 2014 (03) .

碳纤维生产废水 第7篇

关键词：纳米纤维,铬,去除,修复,制革,废水,纳米技术,吸附

前言

工业废水因其有毒性、威胁人类生活和环境而引起人们的重视。含有重金属的废水排入环境中可以使有毒物质进入食物链, 会对人类健康造成潜在威胁, 因而受到极大关注。众所周知, 废水中存在的一些金属离子, 在很少量的情况下就会引起严重的生理和神经损伤。

水中的多种金属离子主要来源于制革、电池制造、碱性钢、造纸和纸浆、金属电镀、农药、石油化工产品和化肥等行业。水和土壤中含有高浓度的重金属离子, 可能会增加农作物对金属离子的吸收, 进入食物链对人类健康具有潜在的影响。

铬及其化合物不仅应用于制革行业, 还在电镀、水泥、染料、摄影等行业广泛应用, 这些行业都会产生大量的有毒重金属离子, 对环境和公共健康造成严重的危害。制革行业中通常使用Cr ( Ⅲ) 进行鞣革, 是导致生物圈中大量铬存在的原因, 其使用量占到所有工业用铬总量的40%[1]。铬在自然界中通常以Cr ( Ⅲ) 和Cr ( Ⅵ) 2 种形态存在。根据铬通过生物膜的溶解性和渗透性, 以及随后与生物分子, 如蛋白质、核酸的相互作用情况可知, Cr ( Ⅵ) 比Cr ( Ⅲ) 毒性更大[2 - 3]。然而, 众所周知, Cr ( Ⅲ) 可以被皮中的有机化合物和制革污泥中的无机物氧化成Cr ( Ⅵ) [4]。而且, 近期的研究表明氯化后的水能在几小时内将Cr ( Ⅲ) 氧化成Cr ( Ⅵ) , 接着氧化过程趋于稳定[5]。因此, 去除制革废水中的Cr ( Ⅲ) 至关重要。

去除废水中重金属离子的常用方法有还原法、离子交换法、蒸发法、化学沉淀法和活性炭吸附法。近年来, 在纳米材料应用方面, 人们越来越多的开始投身于磁铁矿 ( Fe3O4) 纳米微粒在催化和环境治理领域的研究[6 - 7]。磁铁矿纳米微粒不仅具有强大的吸附/还原性, 且容易被外部磁场分离和收集[8 - 9]。有文献报道过, 磁铁矿纳米微粒对多种重金属离子具有优良的吸附作用[10 - 12]。众所周知, 共聚会降低纳米粒子的有效表面积, 从而降低其反应活性, 因此共聚问题是纳米粒子在应用过程中亟待解决的问题。

近期Sager Tolani等人研究出一种新型高效的纳米聚合物材料, 可以快速有效地去除水溶液中的重金属离子[13]。这种聚合物材料是由一种纳米纤维经过半胱氨酸改性而成, 半胱氨酸是一种氨基酸, 与多种有毒重金属离子具有较强的结合能力, 如As ( Ⅲ) 、Cd ( Ⅱ) 、Pb ( Ⅱ) 以及Cu ( Ⅱ) 。试验证明, 经过改性的聚合物纳米纤维, 可以有效去除上述水溶液中的重金属离子。文中采用该聚合物纳米纤维去除制革废水中的Cr ( Ⅲ) 和Cr ( Ⅵ) 。制革行业是整个埃及皮革行业的支柱, 由于铬鞣法速度快、成本低、成革颜色浅淡且性能稳定, 因此, 埃及制革厂主要采用铬鞣工艺。铬鞣法也是目前制革过程中应用最为广泛的方法[14]。在常规铬鞣工艺中, 只有60% ~ 70% 的铬与皮纤维发生反应, 剩余的30% ~ 40% 的铬残留在废弃固液中。通常情况下, 制革废水如果没有经过适当的处理就被排放出去, 进入排水系统会严重影响环境。因此, 应该尽可能地减少危险化学品的生成量, 同时提高废水的处理效率。综上所述, 开发适当的替代性材料和技术, 以去除废水中的重金属离子至关重要。

1 试验部分

1. 1 材料和方法

1. 1. 1半胱氨酸改性的聚吡咯丙酸纳米纤维的合成

吡咯丙酸 ( PPA ) 根据文献制备[15 - 16]。使用电化学模板导向法制备聚 ( PPA) 纳米纤维, 采用+ 0. 9V电势对Ag/Ag Cl, 以多孔性氧化铝膜为工作电极[17]。之后聚PPA纳米纤维通过EDC /NHS耦合过程与半胱氨酸发生共价官能化反应[16]。得到的半胱氨酸改性的聚PPA纳米纤维文中简称为聚PPA纳米纤维。图1 表示聚PPA纳米纤维制备的反应方程式。扫描电子显微镜 ( SEM) 图像采用JEOL JSM - 840A型扫描电子显微镜, 加速电压为7 000V。

1. 2 制革废水中Cr ( Ⅲ) 的去除

制革废水取自埃及的制革厂。将含有0. 01g纳米纤维的聚PPA纳米纤维加到10m L废水样品中, 再将其放入50m L的高硅玻璃瓶中, 用玻璃塞塞住瓶口。取1 个不含纳米纤维的样品, 测定初始p H值3. 2 时废水的初始浓度。2 个瓶子均在室温下搅拌, 取不同的时间间隔 ( 5、10、15、20、30、40、50、60min) 。每次间隔时间, 使用2000r/min转速的离心机转30min, 将分离出的纳米纤维过滤消解。使用APHA 2005标准法, 瓦里安220型的原子吸收分光光度计测定废液中Cr (Ⅲ) 的浓度。为绘制吸收标准曲线, 采用默克公司的空白样和3个以上的标准样测量。同时使用默克公司的标准, 确认金属离子浓度测定的准确度和精确度, 标准参考水中微量元素1643e材料和国家标准与技术研究所 (NIST) 的样品质量控制。总铬的仪器检出限为0.02mg/L。所有的试验都要平行做3次, 取其平均值。一般来说, 所有数值的相对标准偏差不超过3%。

a) 采用吡咯合成吡咯丙基酸;b) 吡咯丙基酸通过多孔氧化铝膜制备吡咯丙基酸纳米纤维;c) 采用半胱氨酸改性制备聚纳米纤维;d) 与铬络合

2 结果与讨论

图2所示为聚PPA纳米纤维的SEM图。聚PPA纳米纤维的平均直径约为200nm, 长度取决于电荷的传递量。SEM图表明:纳米纤维已经充分分散, 共聚已经不是主要的问题。在应用纳米纤维之前, 制革废水就以下几个方面已经做了考量:含铬浓度、化学需氧量 (COD) 、生物需氧量 (BOD) 、悬浮物、磷酸盐和pH, 结果如表1所示。同时研究了影响铬离子吸附/络合作用的因素, 包括1) 时间;2) pH;3) 纳米纤维浓度。在pH值3.28时, 考察不同时间 (5~60min) 纳米纤维去除铬的能力 (1mg纳米纤维/mL制革废水) , 试验结果如图3所示。结果表明:10min时已有80%的Cr (Ⅲ) 被除去。在45min时去除的铬量达到最大值, 约有90%的Cr (Ⅲ) 被除去。因此选择45min为铬去除的最佳时间。接下来考察制革废水的pH, 从初始pH值3.2到pH值9.0, 同时加入1mol/L NaOH。介质的pH是确定表面反应速率的重要因素。pH对金属离子吸附剂的影响如图4所示。对于Cr (Ⅲ) , 当pH值从3.28 (废水初始pH) 调节到5.5时, 吸收率分别为91%和93.5%。进一步提高pH, 结果显示, 当pH值为7.0和9.0时, Cr (Ⅲ) 的去除率可分别达到99.8%和99.9%。说明纳米纤维表面吸附力的不同主要取决于pH的影响。铬的去除率随着pH的上升而增加, 这是因为随着质子 (H+) 和表面金属正离子的竞争减少, 体系内的正离子减少, 导致对吸附的Cr (Ⅲ) 的排斥力降低。这表明, 纳米纤维的吸附能力依赖于pH[18-19]。因此, 选取pH值5.5做进一步研究, 确保Cr (Ⅲ) 在水中被吸附是由于纳米纤维吸附/络合作用, 而不是由于在高pH/或碱性pH时, 铬的氢氧化物或氧化物的沉淀。

mgL- 1

另外又做了一组试验, 考察纳米纤维的负载和浓度对去除制革废水中Cr ( Ⅲ) 的影响。为得到有效的试验结果, 采用不同含量的纳米纤维 ( 1、2、5、10、15、20mg纳米纤维/10m L制革废水) , 在p H值5. 5, 时间45min, 制革废水中Cr ( Ⅲ) 的浓度为1 750mg/L的条件下进行一系列试验, 结果如图5所示。从图中可以看到, 残留的铬含量在1. 7 ~ 1. 8mg/L之间, 表明所有纳米纤维使用量的去除率都达到99%以上。因此可以断定, 最小使用量1mg纳米纤维/10m L废水 ( 0. 1mg /m L) 就能有效去除Cr ( Ⅲ ) 。 从上述试验结果可以得到, 最佳的去除Cr ( Ⅲ) 的条件为0. 1mg纳米纤维/m L制革废水, p H值5. 5, 时间45min。该聚合物纳米纤维材料的去除能力为1. 75g Cr ( Ⅲ) / g聚纳米纤维, 其去除能力远好于之前所报道的材料[20 - 22]。

纳米纤维含量=1mg纳米纤维/mL制革废水, pH=3.28

纳米纤维含量=1mg纳米纤维/mL制革废水, 时间=45min

初始浓度=1 750mg Cr (Ⅲ) /L制革废水, pH=5.5, 时间=45min

3 结论

碳纤维生产废水 第8篇

有人对纤维素乙醇废水资源化利用工艺进行了探讨[2,3,4],还有人对纤维素乙醇废水处理技术和工艺进行了研究[2,5,6]。然而,纤维素乙醇废水具有极高的化学需氧量(COD)、色度和无机盐含量,缺少N、P等营养元素以及Co、Ni等微量金属元素,基本没有重金属元素[2]。因此为了实现纤维素废水的二次能源化高效利用,本课题组采取了废水、动物粪便混合发酵的办法以补充缺少的元素,将p H值、装罐率、总固体(Ts)、菌液接种量这4个主要因素分成4个水平,氮源种类分别为猪粪与牛粪两个水平的复合正交试验用以探究这5个因素对厌氧发酵的影响,同时对其发酵机制进行了研究,旨在为秸秆多级能源化利用提供科学依据,同时有效解决养殖业的粪便污染的环境问题。

1 材料

纤维素乙醇废水,采自河南天冠纤维乙醇有限公司;菌液,采自河南天冠集团沼气有限公司;牛粪和猪粪,均采自南阳市郊区养殖场,挥发性成分(Vs)分别为2.13%和3.76%。发酵原料(废水)和菌液的理化参数见表1。

注:Ts-总固体,Vs-挥发性成分,TN-总氮,TP-总磷,VFA-挥发性有机酸,COD-化学需氧量。

2 方法

2.1 正交试验方案

正交试验是利用正交表科学地安排与分析多因素试验的方法,是常用的试验设计方法之一。该试验在37℃左右厌氧发酵27 d,采用4因素4水平与1因素2水平[L16(44×21)]的混合水平正交设计[7]。“4因素4水平”是指:菌液含量(A)分别为15%、20%、25%、30%,p H值(B)分别为7,7.5,8,8.5,装罐率(C)分别为80%、85%、90%、95%,总固体(D)分别为6%、8%、10%、12%。“1因素2水平”是指氮源种类(E)分别为猪粪与牛粪,由于前期做的单因素变量法确定猪粪和牛粪总固体占发酵罐所有物料总固体10%时产气效果最好(数据未显示),因此氮源两水平的总固体含量设定为所有物料总固体含量的10%。每个试验条件重复2次,共32组试验,产气量取两组试验的算术平均值。

2.2 试验装置

试验于自动控温的温室(37℃左右)进行。发酵装置为2.5 L的上下嘴抽滤瓶,发酵罐前上后下各一个玻璃接口,上面的接口与硅胶管和三通玻璃管连接用来收集气体和调p H值,下面的接口用于发酵过程样品的采集。集气袋连接在三通管的另一个接口上,三通管最后一个接口用夹子夹住防止漏气。

2.3 测定项目及方法

2.3.1 产气量及测定方法

采用气袋收集,之后用排水法测定气体的体积。

2.3.2 发酵参数及测定方法

用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定TN含量;用钼锑抗坏血酸-紫外分光光度法测定TP含量[8];用重铬酸钾-紫外分光光度法测定COD含量[9];用比色法测定VFA含量[10]。

2.4 数据的统计与分析

试验数据采用Excel 2013进行统计,按照正交试验结果的直观分析法对试验结果进行分析[7]。

3 结果与分析

3.1 正交试验设计和结果分析

纤维素乙醇废水与粪便共发酵产气的试验设计及结果分析见表2。

由表2直观分析可知,在37℃条件下进行厌氧发酵试验,5个因素影响大小次序为:菌液含量、p H值、装罐率、总固体含量、氮源种类。37℃条件下最优方案为:菌液含量为20%、p H值为8、装罐率为90%、总固体含量为12%、氮源为10%的牛粪,在此条件下沼气产量为15 369 m L。

3.2 纤维素乙醇废水与粪便共发酵产气动态

沼气发酵分为三个阶段:液化阶段、产酸阶段、产甲烷阶段。产甲烷阶段是产气高峰期。纤维素乙醇废水与粪便共发酵日产气量和累积产气量动态变化见页彩图1和彩图2。

由284页彩图1可以看出,发酵7 d内产气量普遍不高且逐渐降低,7 d以后每组试验日产气量逐渐上升,在11~22 d各组试验产气量先后到达最高峰,符合沼气发酵3个阶段的产气规律。由284页彩图2可以看出,发酵第9天之前各组产气速率非常低,在第11天时第6,8,9,10,11,15试验组产气速率提升而其他试验组在16 d后产气速率才有所提升。

3.3 纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中总氮含量动态

发酵期间总氮的动态变化见284页彩图3。发酵期间大多数试验组总氮含量有不同的起伏,总体在1.5~3.5 mg/L之间波动,但是发酵前后总氮含量变化不大。唯一例外的是第8组在第1~21天时氮含量基本没变化,在第21天后总氮含量大幅度增高。

发酵期间大多数试验组总氮含量有不同的起伏,总体在1.5~3.5 mg/L之间波动,但是发酵前后总氮含量变化不大。唯一例外的是第8组在1~21 d氮含量基本没变化,在第21天后总氮含量大幅度增高。

3.4纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中p H值与VFA含量动态

VFA含量的变化往往影响着p H值的变化,结果见284页彩图4与图5。

由284页彩图4、图5可以看出,1~7 d是产酸期,各试验组VFA都在升高,相应的p H值在降低,发酵第14天后大多数试验组p H值逐渐稳定下来。当发酵结束后各试验组VFA含量都大幅度降低,完全符合厌氧发酵规律。

3.5 纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中COD含量动态

纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中COD含量动态变化见284页彩图6。

由284页彩图6可见,除了第2组与第9组以外COD变化幅度很小而且发酵前与发酵结束后COD含量基本持平。

3.6 纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中总磷含量动态

纤维素乙醇废水与粪便共发酵过程中TP含量动态变化见285页彩图7。

由285页彩图7可以看出,各试验组在发酵初期TP含量会增加,这种现象的成因应该是水解期将物料中的有机物水解使磷以离子的形态游离在发酵罐中,随着发酵的进行总磷含量略有降低。

4 结论与讨论

通过正交试验得到的最优发酵条件是:在37℃发酵条件下,菌液含量为20%、p H值为8、装罐率为90%、总固体含量为12%、氮源为10%的牛粪,总产气量为15 369 m L。

郑超等[3]采用UASB工艺处理纤维乙醇废水,不仅可以降解大量有机物,还可以产生清洁能源沼气。本研究采用正交试验设计优化了在增加畜牧养殖业的废弃物粪便条件下纤维素乙醇废水的发酵条件,使工业废水和养殖废弃物在能源化过程中变废为宝,实现经济与环境的双赢。

参考文献

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