皮革固体废弃物
皮革固体废弃物（精选9篇）
皮革固体废弃物 第1篇
皮革是一种经鞣质鞣成的天然聚合物, 是由胶原纤维交联的三维结构。传统鞣制皮革与天然皮相比, 改进了外观, 具有更好的物理、化学及生物性能。在皮革生产过程中, 用不同的机械作用来规范皮革的厚度, 并产生了大量的固体废物。由于废弃物中存在铬, 在巴西立法中将这种废物称为危险废物。因此, 这种废物的处理受到了重视, 并将其应用于以下方面:经热处理后的制革废物灰渣用以制取铬酸钠;生产活性炭;热解制革废物制取燃料油和气体;生产丙烯腈-丁二烯橡胶;制备胶原纤维;吸附染料和重金属;应用到水环境治理方面等。
在皮革生产的最后阶段, 湿处理工序中加入了染料, 使皮革表面和内部填充颜色, 并使皮革达到很好的感官性能, 此过程在湿处理的水性介质中完成, 并产生了大量高浓度的染色废水。除了废水颜色产生的视觉污染, 染料中特别是偶氮金属配合物, 不但影响处理过程水的再利用, 可能还会降低水的复氧能力并具有急性和慢性的生物毒性, 增加生物法处理的困难。一般的物理化学和生物过程, 如絮凝、沉淀和活性污泥法, 已经应用于皮革工业的废水处理中。先进的方法, 如臭氧、电化学和超声技术、膜过滤、光催化和吸附作用已广泛应用于染料废水的去除。
其他的吸附剂也已经应用于废水中染料的去除, 包括木材锯末, 农业和工业废物、沸石、膨润土、泥炭、粘土、鱼的排泄物和灰渣。与传统工艺相比, 吸附法处理废水具有成本低, 操作简单, 不产生有毒物质, 高效率等优点。
本研究中, 使用了铬鞣革和植鞣革削匀操作 (调整皮革的厚度) 产生的废物, 这些废物可作为处理有色废水的吸附剂, 并延长了这些废物在最终处理前的存在时间。本研究是将铬鞣革屑和植鞣革屑在不同的p H值下, 研究对三种皮革染料的吸附容量, 在吸附剂的最大吸附性能和吸附最佳p H值下, 得到吸附等温线和吸附动力学。根据文献提供的模型, 将数据进行拟合, 以确定吸附过程的机理。
2 实验
2.1 材料
皮革废物样品取自当地皮革厂 (Portao, RS, 巴西) 铬鞣革和植鞣革削匀操作产生的革屑, 根据水分含量、灰分含量、总铬和总碳 (Shimadzu SSM-5000A) 一式三份进行检测 (表1) 。将这些残余物60℃下真空干燥48 h, 再将皮屑磨碎成7~14目的颗粒。利用扫描电子显微镜 (JEOL, JSM 6060, 日本) 研究吸附剂表面化学组成, 并用能量散射X-射线光谱 (JEOL, JMS 5800, 日本) 进行表征。
以下的商业染料是由朗盛公司提供的, 酸性黄194 (图1a) , 酸性红357 (图1b) 酸性黑210 (图1c) 的信息从环境保护局EPA获得, 图1是它们的化学结构和特点。
2.2 方法
使用常规技术生产铬鞣革, 在湿整理工艺 (包括染色) 后, 得到皮革染色废水中染料的浓度和废水体积, 湿整理过程有七个工序, 每个步骤都有水消耗、化学品投入和废水释放, 实验均在一个转鼓中进行, 将每一个工序后 (表2) 产生的废水进行收集。
由于每个工序的废水的体积比不同, 两种合成样品也是经不同的阶段制得的:第一个合成样品 (C1) 由七个工序的废水组成, 将整体的污水负荷进行表征。第二个合成样品 (C2) 仅仅由最后四个工序的废水组成, 也就是废水中残留的染料。所有工序的废水及合成样品均以生产每千克皮革染料的浓度和体积计算, 吸附实验使用的合成染料浓度与皮革染色废水中测定值接近。
2.2.1 吸附实验
实验调整p H值为2~8范围来研究p H的影响, 将10 m L的柠檬酸/二磷酸钠缓冲液 (0.1mol/L) 加入到0.25 g吸附剂 (干基) 中, 搅拌悬浮液10 min直至达到p H平衡, 然后, 加入50 m L染料溶液 (大约800 mg/L) , 实验控制转速为150 r/min, 温度为25℃下进行。等分样品在60 min后取得, 染料的浓度用分光光度计 (Varian, Cary 100, USA) 检测, 酸性黄194, 酸性红357, 酸性黑210染料的最大波长分别为475、494和459 nm。吸附容量由式 (1) 计算:
式中, C0和C是溶液中染料的初始浓度和吸附后质量浓度 (mg/L) , m是吸附剂的质量 (以干基计, g) , V是溶液的体积 (L) 。
按批次进行平衡吸附等温线实验, 将0.05~0.5 g吸附剂加入到10 m L一定p H值的柠檬酸/二磷酸钠缓冲液中, 10 min后, 加入50m L、800 mg/L的染料溶液, 在25℃下以150 r/min搅拌。24 h后达到平衡, 连续测量三次后, 至溶液中染料的浓度误差小于1%为止。平衡数据通过Giles等进行拟合, 以得出吸附机理及评价平衡数据预测模型。
在动力学研究中, 将0.25 g吸附剂加入到10 m L、0.1 mol/L一定p H值的柠檬酸/二磷酸钠缓冲液中, 10 min后, 加入50 m L、800 mg/L的染料溶液, 在25℃下以150 r/min搅拌。在一定的时间后测染料的浓度, 得到染料的去除率和吸附容量。所有的吸附过程都有平行实验。
2.2.2 非线性优化
采用文献中的吸附等温线和吸附动力学模型对实验数据进行拟合, 使用Matlab 5.3软件进行非线性拟合, 得到模型参数, 以减小最小平方的目标函数的值 (公式
式中y是因变量, 下标mod和exp分别是模型的计算数据和实验数据, 上标i表示考虑因素, n是可用于估算的总实验数据量。
模型中有关实验数据的准确性通过决定系数 (R2, 公式 (3) ) 和平均相对误差 (ARE, 公式 (4) ) 计算。
其中, yiexp表示实验数据的平均值, n是实验数据的数量。
3 结果与讨论
n=3时, 均值±标准差值
3.1 吸附剂特性
表1为两种废革屑用作吸附剂的特性, 原材料经过干燥, 研磨和筛分后得到的数据, 水分以湿基计, 其他均以干基计。
表1表明了水分含量是皮革生产中典型的因素, 铬只在蓝湿革即铬鞣中检测到, 而白湿革中不含铬。由于铬的存在, 蓝湿革中的灰分含量较高, 而白湿革中的碳含量稍高, 这是因为它是由含碳原子的单宁及其原子鞣制而得的。
干燥过后, 两种皮革废弃物的水分降到7.8%, 因而消除了水分对吸附剂吸附容量的影响。总碳含量, 含铬量和灰分都没有变化, 是因为它们都是以吸附剂干基计的。图2所示为铬鞣和植鞣皮革吸附剂的扫描电子显微镜 (SEM) 和能量色散X-射线光谱分析 (EDS) 结果。
SEM分析表明, 吸附剂的表面由于纤维编织在一起而形成皮, 这些交织说明在吸附剂颗粒内部有一些空隙。Kantarli和Yanil已经得出, 皮革废屑虽然不具有活性炭那样大的表面积, 但它表面有非-多孔、非均质和较复杂的表面结构。EDS表明在铬鞣革中存在Cr, 在白湿革中采用植鞣法, 出现了较高的碳峰, 在浸灰步骤中有未去除的石灰而出现了Ca峰。
3.2 废水特性
生产每千克皮革时, 湿处理工序各个步骤产生的染料废水浓度如表2所示。后) 。
表2为生产单位质量皮革 (合成样品1) 产生的废水体积在12.8~13.8 L/kg, 在复合样品2中, 值下降到6.7~7.0 L/kg。这些数据表明在湿整理工序中产生的近50%的废水均含有残余染料, 染色第二步产生的废水所含染料浓度较高, 为1980~5083 mg/L, 而染色的第一步染料值为1024~4553mg/L。虽然在第一步中加入的染料量比第二步中的多, 但是第二步中的染料浓度较大, 主要有三个原因: (1) 此步骤时间较短; (2) 水量较小; (3) 皮革中已有大量的染料。在第一步中, 这些因素才能够促进染料的固定, 而不是染料在皮革内部的渗透, 合成样品中C1的浓度在368~1135 mg/L, C2浓度为801~2211 mg/L。对于反应的p H值, 观察C1的p H值在3.7左右, 很有可能是由于蓝湿革所具有的特性, 并且也是染料固定的必要条件 (在第一步染色之
3.3 吸附p H值和吸附剂类型的影响
在考虑水处理时, p H是最重要的影响变量之一, 在吸附实验中, p H的变化范围为2~8, 图3表示的是铬鞣革 (图3a) 和植鞣革 (图3b) 废物作为吸附剂, 对于酸性黄194、酸性红357和酸性黑210三种染料的p H对吸附量的影响。
如图3的数据所示, 两种吸附剂材料对于酸性红357和酸性黄194染料的吸附量随着p H的降低显著增加。随着p H的增加, 铬鞣革屑对于酸性黄194、酸性红357和酸性黑210染料的吸附量分别降低为78%、73%和23%, 植鞣革屑吸附量的降低值分别为99%、96%和65%。当p H降低时, 鞣革时胶原中的-NH2转化成R-NH3+, 一旦染料中含阴离子, 他们就会被吸附剂吸引而发生吸附。一些研究将含铬皮革废物吸附酸性Falavina G12B和直接Rose染料, 以及吸附处理六价铬。然而, 其他的研究表明, 铬鞣革废物吸附酸性蓝113染料时, p H2增加到p H4, 吸附量有所增加 (100 mg/L的初始染料浓度, 吸附量从50 mg/g增加到90 mg/g) , 当p H值超过4时, 测得的吸附量下降。采用含有R-NH3+的吸附剂, 如脱乙酰甲壳质, 厌氧污泥和腰果壳等, 吸附R-SO3-化合物, 也发生类似的吸附行为。
在所有的p H条件下, 虽然两种革屑均随着p H增加有相同的降低趋势, 但是植鞣革屑的吸附量低于铬鞣革屑的吸附量, 这种趋势的形成是因为植鞣分子主要由酚类化合物构成的, 聚合结构来源于植物, 其中的羧基和皮革中的氨基通过氢键结合, 与染料分子可结合的位点减少, 因此吸附量降低。
后续实验仅对铬鞣革屑吸附平衡等温线和动力学进行研究, 实验在优化条件p H2.5下进行, 在此p H条件下, 表明了铬鞣革屑有较好的吸附能力。
3.4 吸附平衡研究
在25℃、p H为2.5的条件下, 分析铬鞣革屑吸附酸性红357、酸性黄194和酸性黑210染料的平衡数据。三天过后, 酸性黄194和酸性红357染料的平衡实验数据变化不超过1%, 而对于酸性黑210染料相同的值在17天后才出现。三个连续实验的平均值作为实验观测值和实验副本值。图4为25℃、p H为2.5条件下得到的酸性红357、酸性黄194和酸性黑210染料的吸附等温线。
使用Giles的分类方法, 图4中酸性黄194染料的吸附等温线为“C1”型, 当吸附量随着平衡浓度增加而线性增加时, 出现此等温线形状。在这种情况下, 溶质比溶剂更容易渗透到固体中。而酸性红357染料吸附等温线为“H2”型, 表明染料分子对于皮屑表面具有较高的吸附力, 且皮屑能在稀溶液中起到完全吸附作用。对于酸性黑210染料的吸附等温线为“H3”型等温线, 这类等温线在低浓度下有较高的吸附力, 并随着废水浓度的增加, 吸附更容易。这是因为吸附质促进其他分子的吸附, 而产生吸附-吸附的协同效应。
图4铬鞣革屑对染料的吸附平衡。对酸性黄194、酸性红357和酸性黑210染料的吸附平衡数据拟合分别符合Henry、Langmuir和BET模型
一般的, 表示“C1”“H2”“H3”吸附等温线类型最常用的模型分别为Henry、Langmuir和Freundlich以及BET模型。模型的公式如下 (5) ~ (8) 所示。其中, qe和Ce分别是平衡吸附量 (mg/g) 和平衡浓度 (mg/L) 。
表3为铬鞣革屑对酸性黄194、酸性红357和酸性黑210染料的吸附等温数据, 分别列出了吸附三种染料的Henry、Langmuir、Freundlich和BET吸附等温模型的相关系数R2和平均相对误差ARE。
如表3所示, 对于酸性黄194染料的吸附, Henry和Freundlich模型有较高的相关系数 (R2>0.99) 和较低的平均相对误差 (ARE<3.2) , 这些吸附平衡数据为皮革废屑吸附酸性黄194染料提供了理论依据。Henry定律适用于表面均匀的吸附剂对低浓度溶液的吸附, 所有的分子能与相邻分子相隔开, 液相和吸附相平衡浓度之间是线性关系, 并呈一定的比例, 其比值为吸附平衡常数kH。Freundlich模型假设吸附剂表面是不均匀的, 与吸附质分子之间的作用为多层吸附。并且, 对酸性黄194染料的吸附时, Freundlich模型中的“n”值与近似为1。因此, 此时线性等温数据下, Freundlich模型可以化简为Henry模型。
由酸性红357和酸性黄194染料的吸附平衡数据, Langmuir模型的的理论相关性如表3所示, R2>0.97, ARE<6.1。Langmuir模型假设吸附剂的吸附位点均匀, 一旦染料的固定吸附位点被占据, 就不会发生其他吸附作用。吸附酸性黄194染料的Langmuir模型呈线性, 其Langmuir常数kL值较低, 最大吸附量qm较高, 吸附酸性黄194染料平衡等温数据得到的Langmuir模型可简化为Henry模型。
BET等温模型可以较为准确的描述对三种染料的吸附过程, R2均大于0.97, ARE均小于5.5。当参数k2为零时, BET模型能够简化为Langmuir模型, 如描述酸性红357染料的吸附平衡数据。因此, 当k2=0, k1值较小, qBET较大时, 利用BET模型拟合酸性黄194染料呈线性。
因此, 铬革屑对酸性黄194染料、酸性红357染料和酸性黑210染料吸附平衡数据的拟合分别符合Henry, Langmuir和BET等温线, 如图4为吸附平衡数据。
图3表示酸性黄194染料平衡数据接近Henry等温线, 这种吸附行为表明, 革屑上完全被染料占据的可用吸附位点的平衡浓度不高, 因此, 没有发现最大吸附量及单层或多层吸附。文献中, 利用Zn改性黄土作为吸附剂吸附磷所得的线性平衡数据, 硅藻土吸附活性黑和活性黄水溶性染料, 以及煅烧硅藻土吸附亚甲基蓝、活性黑和活性黄染料所得的平衡数据, 均发现相似的研究结果。
然而, 酸性红357染料的吸附平衡数据表明, 最大吸附量能达到410 mg/g, 平衡浓度值较低, 约为100 mg/L, 当平衡浓度在20mg/L时, 吸附量超过300 mg/g。在文献中有很多类似于酸性红357染料的吸附等温线。Gu等利用负载了铁的胶原纤维吸附11号酸性黄皮革染料时, 得出最大吸附量为485.2 mg/g, 还有其他实验中, 铬鞣废革屑对11号酸性黄染料和1号酸性黑染料的最大吸附量分别为1369 mg/g和980.4mg/g。Fathima等将戊二醛固定于革屑中, 研究发现对113号酸性蓝染料的最大吸附量为70 mg/g。
铬鞣革屑对酸性黑210染料吸附时的单层饱和吸附量为156.6 mg/g, 平衡浓度增加, 其吸附能力增大。这种吸附行为是由于指定位点产生多层并发生了二次吸附作用, 符合BET吸附模型。利用真菌处理纸浆废水的有色生物吸附过程和经过H2O2处理污水后的污泥吸附二价铅过程中, 都同吸附酸性黑210染料的吸附等温线数据一样, 增加平衡浓度时, 也出现类似的多层吸附行为。
3.5 动力学研究
铬革屑对酸性红357、酸性黄194和酸性黑210染料的吸附动力学和吸附等温线实验是在p H=2.5、25℃下进行的。动力学曲线如图5所示。
在90 min时, 酸性黄194染料的吸附量高于其他两种染料的吸附量, 酸性黄194染料在60min后的吸附量基本保持不变, 表明已基本达到吸附平衡。而酸性红357染料的吸附平衡高于酸性黄194染料, 在120 min后, 仍然是增加趋势。酸性黑210染料的吸附量总是低于其他两种染料的吸附量, 但是120 min后仍在持续变化。从平衡曲线中可以观察到, 此吸附行为及数据表明了, 革屑对酸性黄194染料的吸附受到颗粒进入边界层扩散的影响, 而酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附受控于吸附剂上颗粒的内扩散。为了研究机理, 分别用拟一级动力学、拟二级动力学和Elovich模型对动力学数据进行拟合, 通过Weber和Morris曲线研究颗粒的内扩散过程。拟一级动力学、拟二级动力学、Elovich和Weber Morris方程如下 (9) - (12) 。
式中, k1和k2分别为拟一级速率常数 (min-1) 和拟二级速率常数 (g/mgmin) ;q1和q2分别为通过拟一级、拟二级动力学方程得到的平衡吸附量理论值 (mg/g) ;a是初始速率, 即当qt=0时, dq/dt的值;b是Elovich模型的解吸常数, kp是相关的扩散系数。
由拟一级、拟二级吸附动力学和Elovich模型的参数值, 铬革屑吸附酸性黄194、酸性红357和酸性黑210染料各自的相关系数R2、平均相对误差ARE如表4所示。表4的最后一行为由吸附等温数据计算得到的平衡吸附量q∞。图6为内扩散模型的曲线。
表4的R2和ARE值为120min内三种模型的吸附动力学数据提供了理论依据, 拟一级动力学方程拟合酸性黄194染料的吸附动力学数据时, R2和ARE值分别为0.996和0.3%, 利用拟一级动力学方程预测的平衡吸附量为154.6 mg/g, 而吸附等温实验的平衡吸附量为159.4 mg/g。q∞值接近q1值表明, 拟一级动力学模型能够较准确的描述平衡下的吸附动力学。由于外部系数传质浓度差而产生的驱动力, 当吸附动力学发生时, 拟一级动力学就能较好的拟合相关数据。
然而, 与酸性黄194染料相比, 拟一级动力学模型对酸性红357染料和酸性黑染料的拟合较差, 由拟一级动力学模型得到的预测值q1低于吸附等温线中的实验值q∞, 因此, 拟一级动力学模型不能拟合平衡状态下酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附动力学。Saravanabhavan等利用铬鞣革屑吸附酸性蓝113染料时, 预测值q1低于吸附等温线中的实验值q∞。
表4中对三种染料进行拟二级动力方程拟合的R2值都大于0.99, ARE值都小于1.6%, 说明实验数据具有较好的相关性。拟二级动力学模型涉及了内部扩散机理, 并认为吸附过程为化学吸附。对于酸性红357染料和酸性黄194染料的动力学研究中, 平衡时的拟合吸附量q2与吸附等温线计算的吸附量q∞接近, 而对酸性黑210染料的平衡吸附量偏低, q2=34.6 mg/g, q∞=200.9 mg/g。已有一些研究中, 利用拟二级动力学模型对革屑吸附染料和重金属的吸附数据进行拟合。
利用Elovich模型对酸性黄194染料、酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附动力学数据进行拟合, 相关系数R2分别为0.971、0.999和0.998, 此外, ARE的值都小于0.5%, 说明Elovich模型对三种染料的动力学拟合过程较相似。这一发现表明, 在革屑上染料的吸附过程为化学吸附, 染料覆盖在吸附剂表面上。Wu等将活性红222染料吸附到壳聚糖的实验中也得到相似的结果, 并且, Elovich模型是拟合动力学数据的最佳方法, 并存在R-SO3与R-NH3+基团间的化学作用。
除了以上的实验结果, 图6中qt-t0.5曲线中, 酸性黄194染料是曲线和线性两部分, 初始曲线部分是受边界层扩散影响, 最终的线性部分是颗粒内扩散作用的结果, 壳聚糖吸附食物染料 (9号酸性蓝染料和3号酸性黄染料) 和雷马素黑染料时也有革屑吸附酸性黄194染料类似的吸附行为, 而对酸性黑210染料和酸性红357染料只是一段经过原点附近的线性部分。Senthil Kumar等已经表明颗粒的内扩散是吸附过程中唯一的控速步骤, 此外, Shroff和Vaidya研究的真菌吸附Ni (Ⅱ) 以及Wu等研究的壳聚糖吸附Cu (Ⅱ) 的结果中, 都得出了相似的结论。
因此, 对酸性黄194染料吸附进行拟一级动力学和Elovich模型拟合时, 出现相似的动力学行为, 内扩散模型中的双重线性部分表明吸附过程受边界层扩散的控制, 且此吸附过程为化学吸附。对于酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附更符合拟二级动力学和Elovich模型, 内扩散的线性部分表明吸附动力学依靠内部传质作用, 且吸附为化学吸附。
4 结论
本研究中, 皮革固体废物用作染料吸附剂, 革屑具有去除废水中染料、金属和其他污染物的潜力, 在皮革湿整理工序产生的染料废水浓度为368~2211mg/L。
实验研究了利用植鞣和铬鞣革屑吸附去除水中的三种染料, 在所有实验条件下, 铬鞣革屑的吸附量都高于植鞣革屑的吸附量, 并得到吸附的最佳p H在2.0~3.0之间。
在25℃、p H2.5时得到铬鞣革屑吸附三种染料的吸附等温线, 酸性黄194染料、酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附平衡分别符合Henry、Langmuir和BET模型, 酸性黄194染料在平衡浓度 (ce>500 mg/L) 下得到的吸附量高于500 mg/g, 酸性红357染料的最大单层吸附量为413.9mg/g, 平衡浓度为40 mg/L时值为350 mg/g左右, 酸性黑210染料的最大单层吸附量为156.6 mg/g。而随着平衡浓度增加, 由于多层介质的形成, 其吸附量也随着增加。吸附动力学实验在吸附等温实验条件下进行, 拟一级动力学、拟二级动力学和Elovich模型都能较好的描述酸性黄194染料的吸附动力学行为, 对于酸性红357染料的动力学数据只能用拟二级动力学和Elovich模型拟合, 酸性黑210染料的动力学只符合Elovich模型。Elovich模型拟合三种染料动力学的相似性表明了吸附的化学作用, 内部扩散模型曲线表明了酸性黄194染料的吸附受控于边界层的扩散作用, 而颗粒内扩散控制了酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附行为。
因此, 实验表明了皮革废弃物能够有效地吸附去除染料, 通过吸附机理的研究, 已经充分证实了这些废物能够吸附染料, 并允许工业副产品的存在可能性。
(译自Chemical Engineering Journal.2012, 183:30-38)
摘要：表明了工业植鞣革和铬鞣革固体废物具有较强的吸附能力, 可以经济有效的地去除制革废水中的染料。废水取自皮革湿整理工序, 分析了两种皮革废物 (铬鞣革和植鞣革) 吸附过程的pH值以及染料废水的浓度变化范围。在最佳的吸附pH (23) 下, 得到铬鞣革屑对酸性黄194染料、酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附等温线和吸附动力学。酸性黄194染料、酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附等温线为C1、H2和H3形, 分别符合Henry、Langmuir和BET吸附模型。三种染料的动力学均符合Elovich模型, 表明吸附过程为化学吸附。对酸性黄194染料的吸附分别用拟一级动力学和拟二级动力学方程进行拟合, 酸性红357染料用拟二级动力学方程进行拟合。此外, 酸性黄194染料的吸附受边界层扩散的影响, 而酸性红357染料和酸性黑210染料的吸附受到颗粒内扩散的影响。
固体废弃物应急预案 第2篇
一、目的
根据《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》，为全面贯彻落实国家和省市区环境应急的各项措施要求，确保危险废物在本公司环境污染事件突发时，能够快速响应，高效处置，降低危害，实现保护环境的目的，特制定本预案。
二、适用范围
xxx公司发生较大环境污染事件时启动本预案。
三、组织机构及职责
我公司为了防止危险废物污染事故，根据国家的法律法规成立了危险废物管理小组，负责本公司的危险废物管理及应急预案的指挥。具体人员组成如下： 组长：xxx 组员：xxx
四、工作要求
4.1 发现或接到突发环境污染事件报告并确认后，及时报告开发区环保局。4.2负责处理发生在厂区范围内的环境污染事故和突发事件所造成的环境污染，应急指挥部成员及时处理，疏散人群，指导员工进行个人防护。4.3 负责下达事故撤离、救护指令，确定人员撤离的路线。4.4 负责联系消防、救护人员和车辆，负责人员的疏导。
4.5在事故发生时，负责应急指挥、协调等工作，包括就是否需要外部应急/救援力量做出决策。
五、日常安全措施
5.1 放置危险固体废物的容器要做好防水、防火、防震措施，避免不必要 的环境污染事故发生。
5.2 放置危险固体废物的容器一定要密闭好，分散存放点临时保存量较多时一定要将其转移到集中存放点。
5.3 危险废物要做好标识，按类别摆放，存放量较大时将其转交给专业危险废物处理公司进行处置。
六、应急响应
6.1 发生危险废物突发事故时应急响应如下：
(1)事故的第一发现者应当初步评估危险废物泄漏程度、污染的范围等，立即警告附近的员工（如操作人员），并立即报告上司及后勤部负责人。
(2)xx部负责人会同现场管理人员组织工作人员进行应急处理，如果是固体的危废需要现场人员带手套（必要时带口罩或防毒面具）进行拣拾收集，如果是液体的危废马上用沙土进行覆盖，然后将混合有危险废物的沙土进行收集，最后用水反复冲洗、稀释来控制污染扩大。
(3)xx部组织所在区域管理部门进行后期污染监测和治理，包括处理或处置所收集的废物、被污染的土壤或其他材料，清理事故现场；
(4)xx部负责人对事故现的危险废物可能对环境和人体健康造成的危害进行评估，并如实报告总裁。由总裁判断是否请求环保局进行应急处理或监测。
6.2 我公司的危险废物由危险废物置理公司进行运输，危险废弃物在运输过程发生撒落等紧急事件时，由专业危险废物处置公司（xxx）启动其公司应急预案。
七、制定、修改与废止
固体废弃物资源化 第3篇
1 工业固体废弃物的特点、危害
工业固体废弃物主要是工业生产和加工过程中排入环境的各种废渣、污泥、粉尘等,其中以废渣为主。其数量大,种类多,成分复杂,处理困难,目前已成为世界公认的突出环境问题之一。凡含有氟、汞、砷、铬、镉、铅、氰等及其化合物和酚、放射性物质的,均为有毒废渣。工业废渣不仅要占用土地堆入、破坏土壤、危害生物、淤塞河床、污染水质,而且不少废渣(特别是有机质的)是恶臭的来源,有些重金属废渣的危害还具有潜在性。
2 工业固体废弃物处理与处置方法
近年来,许多国家在固体废物管理和综合治理方面坚持以降低污染和提升循环再生水平为主导方向,坚持依法管理、完善管理政策、制定治理规划、研究和优化处理工艺,稳步推进了废物治理与循环利用进程。
2.1 处理方法
工业固体废弃物的处理,即将固体废弃物经化学、物理、生物等途径达到减量化、无害化或部分资源化,以便于利用、储存、运输或最终处置的过程。该过程分类如下:
(1)物理处理:通过浓缩或相变化改变固体废弃物的结构,使它便于运输,利用,或最终处置。
(2)化学处理:采用化学方法破坏固体废弃物中的有害成分,达到无害化或将其转变为适于进一步处理处置的形态。
(3)生物处理:利用微生物分解固体废弃物中可降解的有机物,以便无害化或综合利用的过程。
(4)热处理:通过高温破坏和改变固体废弃物组成和结构,达到减量化、无害化或综合利用的目的。
(5)固化处理:采用惰性材料包容或固定固体废弃物形成固化体,用以填埋。主要针对有毒、有害、放射性的固体废弃物。
2.2 处置方法
工业固体废物的处理,是将固体废物置于符合环保要求的设施或场所内,并不再回取的活动。将一般的工业固体废物或经过无害化处理后的有害工业固体废物进行最后的处置,是为了使工业固体废物最大限度地与生物圈隔离而采取的措施,是控制工业固体废物污染的最后步骤,分为陆地处置与海洋处置。
陆地处置可分为土地耕作、永久贮存或贮留地贮存、土地填埋。投海是利用海洋的环境容量来处理固体废物。其中部分被降解、同化,部分进入底泥,净化不彻底,有害因子得到了转移,仍会危害海洋的环境,进而威胁人类。虽然投海可以暂时较经济地“解决”同题,但治标不治本,对环境构成了一种潜在的威胁。因此,海洋处置现在已经被国际公约禁止。
3 国外固体废弃物先进处理技术及应用实例
固体废弃物可以通过破碎、分选、堆肥、填埋、焚烧、固化、资源化利用等处置技术进行处理。在我国固体废弃物的处理方法主要是焚烧,填埋和堆肥。而国外的固体废弃物处理技术发展起步较早,其中较为成熟的技术有等离子气化技术和辐射技术。前者使用高温的等离子炬将固体废弃物中的有机物转化为合成气(CO和H)进一步用于生产乙醇、柴油等产品。后者利用原子辐射和原子核辐射对污染物进行处理最终分解为二氧化碳和水。具体介绍如下。
3.1 等离子气化技术在固体废弃物资源化中的应用
等离子气化技术是指利用等离子炬作为气化炉的热源,而不是传统的点火和熔炉。等离子炬有着能产生高强度热源的优势(约5500℃),而且操作相对简单,气化炉内的等离子体是一种高度电离或者充电的气体(见图1)。
与焚烧完全不同的等离子技术是一种气化技术,由于其高温和高热密度,等离子技术几乎能将碳基废物中的有机物完全转化成合成气(主要为CO和H),而无机物则可变成无害灰渣(玻璃体)。对于固体废物中的工业垃圾和有害废物,等离子气化技术在国外已被证明是一种可靠的处理措施。
美国西屋公司(Westinghouse)的等离子体与等离子气化已有30多年的应用经验,该公司早在20世纪60年代就开始为航天用途建造等离子炬。之后,等离子炬多年用于销毁化学武器、印刷电路板和石棉等有毒废物。20世纪90年代初,该公司在美国设置了一个处理固体废物并带有发电的试验装置(图2)。到20世纪90年代末,该公司又在日本建造了一个中试规模的等离子气化装置,主要将生活垃圾、污水污泥、废旧汽车粉碎后的残留物等进行处理。可处理的固体废物包括城市固体垃圾、危险垃圾、工业垃圾、建筑垃圾、轮胎、地毯、汽车粉碎残渣、液体与泥浆等,以及石油焦、劣质煤和生物质。2000年以来,拥有和掌握这项技术的加拿大阿尔特公司(ALter)在全球范围内积极推进建设商业化规模的等离子体垃圾处理项目,并且已有4个成功业绩和正在运作多个类似项目(除发电外,还有一个项目是用合成气生产乙醇)。
固体废物的等离子气化处理的投资可能会高一些,但经过分析,经济上是可行的。与垃圾焚烧发电比较,由于等离子气化炉温度高和固体废物气化彻底,产生蒸汽和发电的效率更高一些,可外售的电量也要多一些。如果等离子气化后的合成气用于制取化学品,经济效益会更明显。
等离子气化技术处理固体废物的无害化效果是该技术的优势。ALter NRG采用等离子气化技术在日本建设的日处理220t城市垃圾和汽车废渣的工厂,以及日处理20t城市垃圾和4t废水污泥的工厂,运行6年多来,检测的排放物气体中的氮氧化物、二叮恶英和呋喃能满足美国、加拿大、日本和欧盟的最严格要求。该公司提供了在日本的两个业绩工厂2008年的检测数据报告(表1)。
由上述可见我国可借鉴国外经验,尝试采用等离子气化技术建设垃圾焚烧发电厂(包括其他工业垃圾和危险固体废物的处理装置),以取得其他技术所不能达到的无害化效果和综合效益。
3.2 辐射技术在固体废弃物资源化中的应用
辐射技术是指利用原子辐射和原子核辐射对物体进行加工的技术。辐射对被辐照物体的结构分子产生多种作用,包括交联、裂解、固化以及接枝改性等。利用射线加工方式简单,功能多样,这使得它具有很多优点:安全可靠,对环境无污染,低成本,高效益。
辐射技术能处理各种污染物,只要调节辐射剂量就行。辐射处理时不需另加化学品,不会引起二次污染。有些污染物最终分解为二氧化碳和水,不留污染痕迹。
学者们多年的研究发现,辐射在聚合物处理过程中起着非常重要的作用,许多发达国家已将辐射技术应用于城市固废的资源化中。同时,很多国家的科研机构、高等院校和工业部门正进行着大量辐射加工项目的开发研究和中间实验工作,辐射加工作为一种新工艺、新技术越来越受到世界各国的重视。
美国的CYCLEAN公司采用辐射技术可以100%回收利用建筑垃圾,再生旧沥青路面料,其质量与新拌沥青路面料相同,而成本可减低1/3,同时节约了垃圾清运和处理等费用,大大减轻了城市的环境污染。
高分子物质的辐射裂解包括的材料较多,有天然高分子,如甲壳素(海产品垃圾蟹壳和虾壳的主要成分)的辐射裂解、纤维素(农林业垃圾木材和农产品秸杆的主要成分)的辐射裂解。上海大学的周瑞敏教授等人在2002年应用辐射技术处理浆粕,在低辐射剂量(<10 kGy)浆粕经过辐照处理后,在粘胶纤维的磺化过程中,CS2的用量减少约30%,从而减少CS2的排放量,用红外光谱技术证明辐射使得纤维素的结晶受到破坏,从结构上说明辐照纤维素在化学试剂用量大量减少的情况下,能用于生产合格的粘胶。
合成高分子材料的辐射裂解技术已经产业化,市场上已有产品销售。如聚四氟乙烯(PTFE)的辐射裂解,目前全球氟树脂的消费量约为12万t,其中70%左右为PTFE。PTFE极其稳定,在环境中几十年都不会降解,给环境带来不利的影响。经过辐照的PTFE可以获得纳米级的粉末,它是一种耐高温的有机润滑剂,加入润滑油、润滑脂中,可大大提高这些产品的质量。另外,对废弃的聚四氟乙烯粉末进行辐照以制造墨水、衣服以及润滑剂的主要成分现在也成为工业界的一个热点。
辐射技术作为一项高科技高效益的新技术,具有节省能源、产品不含杂质、无公害、反应易控制、适合大规模生产等特点,因而有很大的发展潜力。就国内外研究现状来看,辐射技术在污泥、橡胶等固废处理上应用较多,在其他类型固废方面的应用还有待进一步研究。在生存环境日益恶化、可持续发展已成为人类共识的情况下,无污染、节能的辐射技术在固体废弃物资源化研究中将会起到越来越重要作用,未来的市场前景将会十分广阔。
综上所述,这些应用技术不但可以缓解对自然资源的消耗和保护自然资源,而且还可以提高固体废弃物的利用价值,减少环境污染,实现社会与工业的可持续发展。可见随着研究的不断发展,固体废弃物资源化利用会越来越广泛,应用技术也会越来越成熟。
4 我国固体废弃物资源化的现状与发展趋势
总的来说,与国外固体废弃物资源化的先进技术与迅猛发展相比,我国在这方面的研究与应用就明显不足,综合利用还不够高,工业固体废弃物资源化主要用于建材方面,例如制造烧结砖、铺筑道路等;农业固体废弃物资源化主要用于堆肥;而城市垃圾主要用于生产混凝土等。
4.1 我国固体废弃物资源化的现状
在固体废弃物综合利用方面,我国已创出了符合国情的技术路子,即以大宗利用为主,兼顾多功能、高效能的利用,在取得环境效益和社会效益的同时,注意尽可能收到良好的经济效益。多年来,大力研究和开发了工业废渣耗用量大的水泥、墙体材料、筑路、填方等方面的技术。化工、石化等行业还在固体废弃物回收利用方面开发了多种无废、低废的清洁工艺技术。据统计,自1985年以来,工业固体废物综合利用率平均每年递增1%~2%;2000年工业固体废弃物综合利用率达到50%(见表2)。综合利用不但消除了污染,而且产生了可观的经济效益。但总的来说,我国固体废弃物的综合利用还不够高,主要用于建材方面。我们应该积极响应国家号召,将固体废弃物综合利用,不仅保护了环境,还可以收到良好的经济效益。
4.2 工业废渣在道路建设工程中的应用
(1)重矿渣的利用。重矿渣也叫块渣,是高炉熔渣在指定的渣坑或渣场自然冷却或淋水冷却形成的较为致密的矿渣后,再经挖掘、破碎、磁选和筛分而得到的一种类石料矿渣。由于重矿渣的块体强度一般都超过50MPa,相当或超过一般质量的天然岩石,因此,重矿渣碎石可作道路的垫层或基层。例如河北宣化钢铁公司的厂矿道路基层是高炉渣混合基层料,配合比为:石灰∶粉煤灰∶高炉干渣=7∶13∶80,经过试验能够满足厂矿道路基层的各项要求。也可用在沥青碎石道路和混凝土道路工程上。
(2)钢渣的利用。钢渣是炼钢过程中排出的废渣,是炼钢过程中的必然副产物。钢渣产生率约为粗钢的15%~20%。目前,欧美、日本等发达国家的钢渣利用率已近100%,其中50%~60%用于筑路,而我国的钢渣利用率较低,钢渣的综合利用任重道远。钢渣碎石具有容重大、强度高、表面粗糙、不滑移、稳定性强、耐侵蚀和耐久性好,与沥青结合牢固等优良性能,特别适于在铁路、公路、工程回填、修筑堤坝和填海造地等地方代替天然碎石使用。天津港二号路2.42 km的路基回填挤淤,天津新港四号路5.93 km填筑路基,宝成铁路复线江油车站工程试验段填筑路基,邯郸市某二级公路填筑路堤,312国道兰州柳沟河至忠和高速公路的试验路段填筑路堤,辽河油田地面多项程回填地基,京深高速公路邯郸市马峰二级公路填筑软基,京沪高速铁路徐沪段填筑路基等都是用了钢渣作为路基填筑材料。
4.3 我国固体废弃物资源化的新方向
长期以来,人类走的是建立单个工业生产体系的道路,而每一个体系,都只对原料的一两种成分感兴趣。比如矿石,有的只需要其中的铁,有的只需要其中的铜,其余的都当成废物扔掉。在大多数工业生产中,最终产品的量通常只占所加工的原料总量的5%~10%,其余的90%~95%通过工业加工都转化成了废弃物。这就是目前存在的由历史形成的传统的工业生产模式。
在分析了100多年以来工业的发展、自然资源的消耗和废物的产生情况后,不难得出结论,社会经济不能再在上述的传统的工业生产模式下发展了。要解决这些威胁人类生存的大问题,就要寻找工业生产以至整个社会经济发展的新模式,创建无废生产就是在寻找新模式过程中得出的结论。无废生产的要求是要将生产废物和生活废物作为二次原料返回到工业生产中,从而达到无废排放,实现“原料资源生产消费二次原料资源”这种最高层次的物质流的闭路循环,应最大可能的利用能源资源的潜能。为了达到无废生产这一个重要目标,应当在各个层次上考虑实现各种物料的循环。单个的无废工艺流程虽然存在,但很少见;由数个工艺流程组合起来形成的无废生产,则相对要容易一些;而在工业区域的范围内或区域生产综合体中组织无废生产,则更容易实现,因为其中一些企业产生的废物,可作为其它企业的二次原料而加以利用,从而在总体上达到无废生产的目的。可见只有将不同企业单位联合起来形成一个新的生产方式,实现对固体废弃物的资源化再利用是解决固体废弃物存在问题的必然途径。
5 结论
我国的再生资源回收利用产业存在巨大的资源优势,并蕴含着不可估量的市场潜力。而我国固体废物处理技术缺少具有自主知识产权的技术集成,创新能力较弱。固体废物处理技术研发还停留在学习、消化国外先进工艺技术的阶段,重复、模仿是主要的研发方式,缺乏原创性开发。我们应该加快固体废物行业科技创新,提升行业技术水平,结合重大环境保护项目,支持发展具有自主知识产权的环保技术。加大投入力度,创建多元化的产业投资环境,从而实现变废为宝,无废生产的最终目的。
参考文献
[1]徐丹华,马振珠,梅一飞.工业固体废弃物资源产业化发展路径探讨[J].中国建材科技,2008,(2):56-60.
固体废弃物调研报告 第4篇
单位:重庆大学城环学院 作者：张帅
江雨竹
潘章磊 杨云星 祁一鸣 陈思瑞
关于固体废弃物污染的调研报告
城环学院给排水专业
目录
摘要..................................................................................................................................3 调研目的.................................................................................................................3 前言..................................................................................................................................3 1.皮革制造厂中的固体废弃物................................................4
1.1 皮革固体废弃物的来源..........................................................................4 1.2 皮革固体废弃物的污染..........................................................................4 1.3 皮革固体废弃物的绿色化途径........................................................4
1.3.1皮革固体物生产甲烷......................................................................4 1.3.2 皮革固体废弃物用作皮肥生产的原料.......................5 1.3.3 皮革固体废弃物提取胶原蛋白............................................5 1.3.4 皮革固体废弃物用于制备胶原纤维及造纸..............5
2.火电厂的固体废弃物污染调查.......................................5
2.1 火电厂固体废弃物的来源....................................................................5 2.2 生产性粉尘的污染......................................................................................6 2.3 火电厂固体废弃物的防治....................................................................6
2.3.1提高煤的利用效率............................................................................6 2.3.2加强对防尘设备的维护管理....................................................6 2.3.3合理安排工作程序............................................................................7
关于固体废弃物污染的调研报告
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摘要
生皮在加工成革的过程中产生大量的污染物和副产品，目前我国制革工业主要采用剖蓝湿革的技术路线, 生产过程会产生大量的含铬固体废弃物，不但会污染环境, 而且还造成资源的浪费。生产性粉尘是指在生产中形成的，能较长时间飘浮在作业场所空气中的固体微粒。对于火电厂，主要有输煤系统作业场所漂浮的煤尘，粉尘粒径越小，其在空气中的稳定性越高，在空气中悬浮越持久，工人吸入的机会越多，对人体危害越大。这个问题目前已引起国内外研究者的普遍关注, 并成为近年研究的热点。我国城市污水处理厂每年排放污泥量约为900万吨大都采取简单填埋、直接作为肥料或转化为有机肥，当作肥料可使农作物减产；食物链可带来二次污染，应制订合理污泥处置收费体系，完善污泥处置排放标准。
调研目的
实现固体废弃物的减排和回收再利用，实现人与自然和谐法发展，为加强生态文明建设贡献力量，使得人类生存环境更优美、更协调，符合可持续发展战略。
前言
固体废弃物是指人类在生产、消费、生活和其他活动中产生的固态、半固态废弃物质。随着我国经济社会的高速发展、城市化进程的加快以及人民生活水平的提高，固体废弃物的产生量逐年增加。固体废弃物的循环利用对于我国实现循环经济发展模式，实现社会可持续发展具有举足轻重的作用。在此简要介绍皮革厂、火电厂及污水处理厂的固体废弃物的绿色化。关于固体废弃物污染的调研报告
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1.皮革制造厂中的固体废弃物
1.1 皮革固体废弃物的来源
生皮在加工成革的过程中产生大量的污染物和副产品。一般认为,1t原料皮产生600kg 以上的固体废弃物和副产品(超过原料皮的60%),只能得到200kg左右的成品革(约为原料皮的20%)。
1.2 皮革固体废弃物的污染
目前我国制革工业主要采用剖蓝湿革的技术路线,(工序：挑选-挤水、剖层、削匀-回软、酶处理-复鞣-中和-染色-加脂-防霉-伸展-干燥-回潮-拉软、铲软-摔软-磨革-熨平、压花-其它工序)。生产过程会产生大量的含铬固体废弃物。如果不回收利用, 其中的部分铬离子会进入水中。三价铬离子是蛋白凝固剂, 对人体消化道、呼吸道和皮肤有刺激作用。高浓度的三价铬还会影响植物生长。有资料表明,当三价铬离子浓度达到50 mg/L 以上时, 水稻的生根和发芽会受到抑制;当浓度大于200 mg/L 就会无法生长。另外, 肉渣、油脂、毛渣、碎皮边角料等以及由化工材料带入的有机物, 使水中悬浮物的含量大大增加, 这些悬浮物经过微生物的作用变质腐烂, 使废水中COD(化学耗氧量)和BOD(生物耗氧量)增大, 造成水体富营养化, 使水中的微生物, 包括传染病菌获得足够的营养而迅速繁殖, 引起水源污染, 危害人体健康。同时, 水生植物大量繁殖, 消耗水中的氧气会导致水生动物死亡。
1.3 皮革固体废弃物的绿色化途径
制革生产中产生的固体废弃物若不加以利用, 不但会污染环境, 而且还造成资源的浪费。这个问题目前已引起国内外研究者的普遍关注, 并成为近年研究的热点。
1.3.1皮革固体物生产甲烷
制成10 mm 左右的块, 加温使微生物大量繁殖, 肉渣中的有机物分解放出CH4 气体。油脂含量越多, 产生的气体就越多。1 kg 肉渣在35 ℃下消解20天, 估计可产生CH4
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气体(净含量为75%)615 L。如果用不含铬的固体废弃物消解, 其残渣还可用作混合肥料, 也可以直接施于农田作土壤改良剂。CH4 气体可用作清洁燃料, 提供人们生产和生活所需的能源。
1.3.2 皮革固体废弃物用作皮肥生产的原料
皮肥是指制革下脚料、制鞋、制衣、或皮件下脚料、着色或未着色的含铬天然皮革为原料，经化工物理等工艺制造的有机质肥料，此工艺也是治理制革固体废物的最佳措施之一。
发达国家和地区, 如日本、韩国、欧洲共同体国家以及台湾等地区的农业生产都积极采用制革固体废弃物生产有机肥料。皮革固体废弃物中含有N、P、S、K、Ca、Mg、Al、Fe、Cr 等重要的化学元素, 由此制备的肥料肥效较好, 能为植物提供足够的养分。据资料介绍,含铬皮革下脚料, 加工制得的肥料, 用于农业生产, 可使水稻增产18%, 小麦增产36%左右。制革含铬固体废弃物生产肥料能否在农业上应用, 关键是要减少铬含量, 使其对人体和环境无害。
1.3．3 皮革固体废弃物提取胶原蛋白
工业废弃物中, 蛋白质含量在30%以上,而其中胶原蛋白占蛋白质量的90%以上[19]。胶原蛋白作为天然的生物资源, 在食品、医药、化妆品、生物肥料、生物农药等高附加值工业中的应用越来越广泛,越来越受到人们的重视。常用的从革屑中脱铬和提胶的方法有碱法、酶法、酸法、氧化法、焚烧法以及联合处理法。
1.3.4 皮革固体废弃物用于制备胶原纤维及造纸
动物皮是胶原纤维最集中分布的组织, 动物皮的95%以上为胶原, 它是宝贵的生物质资源和良好的功能性材料。利用皮革固体废弃物研制纺织胶原蛋白纤维, 不但可开发一种新型的绿色纤维, 满足市场对高档纤维面料的需求, 还可将我国每年产生的大量皮革废弃物转化为有用的资源, 为皮革工业废弃物的高值利用提供一条新的途径。胶原纤维除具有与一般纤维相同的机械强度外, 还有独特的热稳定性、化学稳定性以及生物稳定性。铬革屑通过物化处理得到铬革纤维, 将铬革纤维同草浆、木浆混合用于造纸, 既减少了制革行业固体废弃物的污染, 又为造纸工业提供了新的原料。在纸浆中加入胶原可以提高纸张的强度性质, 其中对针叶木浆的抗张强度、耐折度提高最为明显, 对耐破指数也有提高。加入量较大时会造成撕裂指数下降, 但在合适的加入量下基本可以与空白值持平。有研究表明, 皮革固体废弃物处理后和植物纤维混合, 可以明显改善纸页的性能, 也为新型纸张研究。
2.火电厂的固体废弃物污染调查
火电厂按燃料的类别可分为燃煤火电厂、燃油火电厂和燃气火电厂等。火电厂发电量的87%是煤电，其余13%是烧油或其他燃料发出的。中国燃用煤一半以上是烟煤，贫 关于固体废弃物污染的调研报告
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煤次之，无烟煤在10%以下。
2.1 火电厂固体废弃物的来源
生产性粉尘是指在生产中形成的，能较长时间飘浮在作业场所空气中的固体微粒。对于火电厂，主要有输煤系统作业场所漂浮的煤尘，锅炉运行中产生的、锅炉检修中接触的锅炉尘，干式除尘器运行、干灰输送系统及粉煤灰综合利用作业场所的粉尘，电焊操作产生的电焊尘，采用湿法、干法脱硫工艺的制粉制浆系统产生的石灰、石灰石粉尘及石膏干燥系统、脱硫废渣利用抛弃系统产生的粉尘。
2.2 生产性粉尘的污染
火电厂的煤尘一般是含有10%以下游离二氧化硅的粉尘（国家规定最高容许排放质量浓度为10 mg/m3），尘粒分散度高，直径小于5 μm的占73%。锅炉尘一般是含有10%～40%游离SiO2的粉尘（国家规定最高容许排放质量浓度为2 mg/m3），尘粒分散度高，直径小于5 μm的占73%。除尘器、干灰输送系统及粉煤灰等综合利用作业场所的粉尘，也是含有10%～40%游离SiO2的粉尘，粒径一般在15 μm以下，5 μm以下的占有相当份额。脱硫装置制粉系统的粉尘一般是含10%以下游离SiO2的粉尘。粉尘的分散度越高，即粉尘粒径越小，其在空气中的稳定性越高，在空气中悬浮越持久，工人吸入的机会越多，对人体危害越大。呼吸性粉尘可沉淀在呼吸性的支气管壁和肺泡壁上。长期吸入生产性粉尘易引起以肺组织纤维化为主的全身性疾病，即尘肺病，属国家法定职业病。其中硅肺、煤尘肺、电焊工尘肺、石棉肺和水泥尘肺等均属于以胶原纤维增生为主的尘肺。职工长期高浓度吸入含量大于10%的游离SiO2粉尘（即硅尘），会引起硅肺病。肺组织胶原纤维性变是一种不可逆转的破坏性病理组织学改变。目前尚无使其消除的办法。对于这一种尘肺，尤其是硅肺的治理，主要是对症治疗和积极防治并发病，以减轻患者痛苦，延缓病情发展，努力延长其寿命。火电厂生产性粉尘73%以上是粒径小于5 μm的呼吸性粉尘。因此一定要重视粉尘危害后果的严重性，做好粉尘防治工作，防止尘肺病的发生，保护职工健康。
2.3 火电厂固体废弃物的防治 2.3.1提高煤的利用效率
火力发电厂中存在着三种型式的能量转换过程：在锅炉中煤的化学能转变为热能；在汽轮机中热能转变为机械能；在发电机中机械能转换成电能。进行能量转换的主要设备——锅炉、汽轮机和发电机，被称为火力发电厂的三大主机，而锅炉则是三大主机中最基本的能量转换设备。
锅炉燃烧用的煤粉是由磨煤机将煤炭磨成的不规则的细小煤炭颗粒，其颗粒平均在0.05~0.01mm，其中20~50μm（微米）以下的颗粒占绝大多数。由于煤粉颗粒很小，表面很大，故能吸附大量的空气，且具有一般固体所未有的性质——流动性。从制粉系统 关于固体废弃物污染的调研报告
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方面希望煤粉磨得粗些，从而降低磨煤电耗和金属消耗。所以在选择煤粉细度时，应使上述各项损失之和最小。总损失蝉联小的煤粉细度称为“经济细度”。由此可见，对挥发分较高且易燃的煤种，或对于磨制煤粉颗粒比较均匀的制粉设备，以及某些强化燃烧的锅炉，煤粉细度可适当大些，以节省磨煤能耗，提高燃煤利用率。
2.3.2加强对防尘设备的维护管理
提高除灰系统和制粉系统的检修质量，防止漏灰、漏粉。定期检测粉尘质量浓度，发现超标，要采取措施。投入资金，进行技术改造，提高防尘设备的投入率和防尘效率。对现有防尘设备做好维护管理，保证设备的正常投入，发挥防尘作用。
2.3.3合理安排工作程序
如在锅炉检修时，要在充分做好防尘措施后，才能进入炉膛、管道工作。
2.3.4搞好粉煤灰出干灰系统的技术改造
静电除尘器取干灰系统若有泄漏，均是硅尘，对人体危害很大。要采取措施，将简易取灰逐步改造为机械化自动化操作。新厂在设计时就应考虑粉煤灰综合利用项目，在投资、设备购置、场地使用等方面为供灰、用灰创造必要的条件，如粗细分装，配备密封性能好的输送贮运系统、运输车辆，筑好灰外运的道路等。
2.3.5做好煤场、灰场的管理工作
搞好干灰堆放场所的喷淋和碾压，已满灰场要及时复土绿化，搞好厂区（包括煤场周围）的绿化，文明生产，减少扬尘。
2.3.6加强脱硫系统的防尘工作
随着脱硫工程的上马，应考虑脱硫工程的制粉系统、石膏或废渣处理系统的防尘问题。石灰石粉仓要有除尘器，输送管道阀门要严密无泄漏。如采用湿法球磨磨制石灰石浆液的工艺，可将小于200 mm的大块石灰石料直接经过湿磨磨制成石灰石浆液，降低粉尘污染。
3.污水处理厂中的固体废弃物
按照《中华人民共和国固体废弃物污染防治法》的规定，工业固体废弃物是指在工业生产活动中产生的固体废弃物。城市污水处理设施产生的污泥属于环保设施运营产生的固体废弃物，属于工业固体废弃物范畴，应按照工业故土废弃物进行管理。关于固体废弃物污染的调研报告
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污水处理厂处理污水清洁了环境，但产生的大量污泥却又成为新污染源，边治理污染，一边却制造污染，产生这种矛盾现象，不仅有城市污泥处理装置不配套或因运行费过高而被闲置等原因，也与污水处理界“重水轻泥”的倾向，以及管理和法律规范的缺失有密切的关系。
3.1 污水处理厂固体废弃物的来源
污泥是污水处理后的附属品、是一种由有机残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的极其复杂的非均质体。污泥量通常占污水量的0.3%～0.5%（体积）或者约为污水处理量的1%～2%（质量），如果属于深度处理，污泥量会增加0.5～1倍。污水处理效率的提高，必然导致污泥数量的增加。目前我国污水处理量和处理率虽然不高（4.5%），但城市污水处理厂每年排放干污泥大约30万吨[3]，而且还以每年大约10%的速度增长.3.2 污泥的危害
目前生产污水和生活污水并没有完全分开处理，因此污水处理厂所产生的污泥中除了含有各种有机质外，还含有大量病原菌、寄生虫卵以及铬、汞等重金属和多氯联苯、二恶英等难以降解的有毒有害以及致癌物质。所以未经无害化、稳定化等专业工艺处理的污泥会对农田、农作物及周围环境造成严重的污染。更严重的是，如果里面的重金属被吸食，像铅、镉等过量，还可能通过鱼、虾等食物链，重新回到“餐桌”上，影响市民健康，还有可能造成儿童多动症。
3.3 污泥的治理 3.3.1卫生填埋
卫生填埋操作相对简单，投资费用较小，处理费用较低，适应性强。但是其侵占土地严重，如果防渗技术不够，将导致潜在的土壤和地下水污染。污泥卫生填埋始于20世纪60年代，到目前为止已经发展成为一项比较成熟的污泥处置技术。污泥填埋是欧洲特别是希腊、德国、法国在前几年应用最广的处置工艺。由于渗滤液对地下水的潜在污染和城市用地的减少等，对处理技术标准要求越来越高（例如德国从2000年起，要求填埋污泥的有机物含量小于5％），许多国家和地区甚至坚决反对新建填埋场。1992年欧盟大约40％的污泥采用填埋处置，近年来污泥填埋处置所占比例越来越小，例如英国污泥填埋比例由1980年的27％下降到1995年的10％，预计到2005年将继续下降到6％
3.3.2污泥农用
污泥农用投资少，能耗低，运行费用低，其中有机部分可转化成土壤改良剂成分，因此污泥土地利用被认为是最有发展潜力的一种处置方式。这种处置方式是把污泥应用于农田、菜地、果园、林地、草地、市政绿化、育苗基质及严重扰动的土地修复与重建 关于固体废弃物污染的调研报告
城环学院给排水专业
等。科学合理地土地利用，可减少污泥带来的负面效应。林地和市政绿化的利用是一条很有发展前途的利用方式，因为它不易造成食物链的污染。污泥还可以用于严重扰动的土地如矿场土地、建筑排废深坑、森林采伐场、垃圾填埋场、地表严重破坏区等需要复垦的土地。这些污泥利用方式减少了污泥对人类生活的潜在威胁，既处置了污泥、又恢复了生态环境
3.3.3污泥焚烧
以焚烧为核心的处理方法是最彻底的处理方法，它能使有机物全部碳化，杀死病原体，可最大限度地减少污泥体积，但是其缺点在于处理设施投资大，处理费用高，有机物焚烧会产生二噁英等剧毒物质。自1962年德国率先建议并开始运行了欧洲第一座污泥焚烧厂以来的20年中，焚烧的污泥量大幅度增加[14]。在国外，特别是西欧和日本已得到了广泛的应用，在日本，污泥焚烧处理已经占污泥处理总量的60％以上，欧盟也在10％以上。
3.3.4污泥干化和热处理
污泥干化能使污泥显著减容，体积可以减少4～5倍，产品稳定、无臭且无病原生物，干化处理后的污泥产品用途多，可以用作肥料、土壤改良剂、替代能源等。早在20世纪40年代，日本和欧美就已经用直接加热鼓式干燥器来干燥污泥，经过几十年的发展，污泥干化技术的优点正逐步显现出来[18]。
由于污泥热干燥技术要求和处理成本较高，管理较复杂，所以这项技术直到20世纪80年代末期瑞典等国家的成功应用之后才在西方发达国家推广。污泥低温热处理技术无害化和减量化彻底，其地位已经逐渐增强，研究表明：低温热解是能量净输出过程，成本低于直接焚烧。
3.3.5污泥堆肥
堆肥化技术是国际上从60年代迅速发展起来的一项新兴生物处理技术。70年代以后由于污泥产生的环境问题和填埋技术的缺点日益突出，污泥堆肥技术引起了世界各国的广泛重视，并成为环保领域的一个研究热点，这时人们开始考虑利用堆肥化技术取代部分传统的物理化学方法。进入80年代之后，日本、韩国以及欧美一些国家相继研究开发出封闭式发酵系统，以机械方式进料、通风和排料，虽然设备投资较高，但是由于自动化程度高、周期短，日处理量大，污泥处理后质量稳定，容易有效利用，而且可以有效控制臭气和其他污染环境的因素，所以综合效应好，日本神户、大阪等地已经开发出多种发酵仓工艺系统。
3.3.6海洋倾倒
海洋倾倒操作简单、对于沿海城市来说其处理费用较低，但是，随着生态环境意识的加强，人们越来越多地关注污泥海洋倾倒对海洋生态环境可能存在的影响。美国于1988年已禁止污泥海洋倾倒，并于1991年全面加以禁止。日本对污泥的海洋投弃作了
关于固体废弃物污染的调研报告
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严格的规定。中国政府于1994年初接受3项国际协议，承诺于1994年2月20日起不再海上处置工业废物和污水污泥[3]。海洋倾倒在英国尤其流行，因为与其他方法相比，其费用相当低。但是从1998年底，欧共体城市废水处理法令（91／271／EC）已经禁止其成员国向海洋倾倒污泥。
致谢
参考文献
[1]陈浩承, 张倩, 林炜
关于固体废弃物处理技术研究 第5篇
1 固体废弃物的其分类
一般来说, 固体废弃物是由人类生产、生活过程中所产生的一种呈固态或半固态的物质。固体废弃物一般可以有以下几种分类:
(1) 工业固体废物, 工业生产经营过程中所产生的工业垃圾统称为工业固体废物。近年来, 随着社会经济的不断发展各类工业企业如雨后春笋般迅速发展起来, 导致工业垃圾越来越多, 种类也越来越复杂。例如冶金行业产生的炉渣, 机械行业产生的铁屑, 炼油行业产生的含油的污泥等。 (2) 生活固体废物, 人类生活过程中所产生的生活垃圾统称为生活固体废物。比如废包装箱、废纸、菜叶、果皮等。 (3) 农业固体废物, 人们在农业生产的过程中产生的无法利用的农业垃圾统称为农业固体废弃物, 比如说秸秆、稻秧、牲畜的粪便等[1]。
2 固体废弃物常用处理技术
(1) 卫生填埋:卫生填埋就是选择一个合适的场地将固体废物掩埋的处理方式。此种方式操作简单, 花费少, 处理量大, 在我国应用比较广泛。但是卫生填埋占地面积大, 而且固体废物中的有害物质渗漏可能会造成地下水的污染。
(2) 焚烧:焚烧是利用高温将固体废弃物氧化分解并杀死其中的病毒和细菌, 经过燃烧垃圾可以减少80~95%, 此种处理技术的优点是利用较小的地方就可以处理较多的垃圾, 而且燃烧过程产生的热能也可以利用。但其缺点是燃烧过程中产生的废气和灰烬可能会对环境产生二次污染等。
(3) 热解:热解是指在缺氧或无氧的条件下将固体废弃物高温分解为气体、液体和固体三种状态的产物。该种处理方法的优点是热解过程中产生的可燃气、油等能源可以回收利用, 同时环境污染小, 减少了二次污染。但其缺点是技术要求高, 花费大。
(4) 堆肥技术:堆肥技术是将固体废弃物堆放在合适的场所借助于微生物对其进行发酵, 最终将有机物分解为无害物质。堆肥技术主要用来处理生活垃圾、农业废弃物、人类粪便和食品加工废弃物等, 在对此类固体废弃物进行分解后会得到大量的肥料, 但这种方法占地面积大, 处理时间长且分解不完全, 这几年在我国的应用有所下降。
(5) 微生物处理技术:微生物处理技术主要是利用微生物的新陈代谢将固体废弃物分解为无害物质。比如可以利用蚯蚓来降解固体废弃物, 经过调查显示, 一条蚯蚓一天可以吞食掉相当于自身体重2~3倍的垃圾, 这些垃圾经过蚯蚓新陈代谢后会变为优质无害的生物肥料, 可以用于农业生产或用来栽培花卉。该项技术操作简单, 花费少, 也不会产生二次污染, 适合大范围推广和普及[2]。
(6) 资源化利用:一般来说固体废弃物并不是完全没有用处的, 其中会有一些物质通过简单加工后能够被再次利用, 我们应当充分利用这些物质, 将其转化为有用的资源, 如此一来, 不仅减少了固体废物对环境的污染, 同时还能产生一定的经济效益。垃圾资源化处理技术近几年被广泛应用于固体废物的处理, 它的主要原理是把把各种生活垃圾和工业废料混合并粉碎, 然后再加入一些辅料和生物化学制剂, 经过一定的搅拌使其发生生物化学反应, 最后将这些经过搅拌的固体废料注入模型制成可以被再次使用的复合建筑材料。该处理技术成本低且不会产生二次污染, 经济效益较好。
(7) 固体废弃物处理改进措施: (1) 分类回收措施。通过分类回收不仅可以提高固体废物的利用率减少我国固体废物的数量, 同时使得相关生产原料的开采减少了。 (2) 推广固体废弃物处理的企业化经营。以前我国固体废弃物的处理一般是在环保部门的监督下由其他组织负责处理, 没有形成一定的体系, 常常会出现固体废物处理不及时的现象。若能够使固体垃圾的处理实现企业化, 在环保部门的监督和引导下, 实现市场化、产业化发展[3]。 (3) 积极推广绿色生产技术。绿色生产技术的应用将最大程度的利用原材料, 减少原材料的浪费, 进而从源头上降低固体废弃物的产生污染。
3 小结
由于我国固体废弃物的种类复杂多样, 如果处理方式不合理就会对环境产生很严重的污染。近年来, 随着社会经济的不断发展, 固体废弃物也越来越多, 只有通过行之有效的方法对其进行及时的处理, 才能最大限度的减少它给环境带来的不良影响。固体废弃物处理工作是一个长期性的、系统性的工程, 我们应该引起高度的重视。
参考文献
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[2]丛丽娜, 郭英涛.固体废弃物处理技术研究进展[J].环境保护与循环经济, 2015 (02) :40.
城市固体废弃物剪切强度试验研究 第6篇
1 固结排水剪切试验
本试验城市固体废弃物的组分配比见表1所示,组分1城市固体废弃物初始组分[4,5]。组分2-6分别为由固体废弃物降解20%、40%、60%、80%、100%后的组分。城市固体废弃物中各成分的相对密度见试验结果表2所示。
城市固体废弃物平均比重按下式计算:
式中:Gs为固体废弃物的平均相对密度;ms为各组分的干质量百分含量数;Gi为各组分的相对密度。
由于城市固体废弃物的孔隙比主要由应力压缩和降解两种作用引起,前者作用是使孔隙比减小,后者的作用是使孔隙比增大,因此本试验控制初始孔隙比e0=2.0,相当于垃圾
填埋场中部土样孔隙比。
城市固体废弃物干密度按下试计算:
式中:ρd为固体废弃物的干密度(g/cm3);ρm为水的天然密度(g/cm3)。
2 试验结果分析
2.1 MSW抗剪强度
对每组试样,分别在(τ-σ)和(T-σ')应力平面图上绘制摩尔应力圆,从而可得抗剪强度指标粘聚力Cu和内摩擦φu以及有效粘聚力C'和有效内摩擦角φ',其变化规律如图1～图4所示。
试验结果表明:1)城市固体废弃物粘聚力随有机物的降解呈现先增大后减少的趋势;2)城市固体废弃物摩擦角随有机物的降解呈现先减少后增大的趋势。
2.2 MSW破坏状态
由围压与破坏应力的关系曲线可知:在剪切压缩试验过程中,随着围压的增加,颗粒间距的缩小,颗粒相互作用力随之增大,城市固体废弃物的破坏强度也不断地增大,如图5所示。同时由于城市固体废弃物的间距较大,在σ3100 kPa时,有机物降解对城市固体废弃物的破坏强度影响不大;但是在σ3≥200 kPa时,随着有机物的降解城市固体废弃物的破坏强度先增大后减少,如图6所示。
3 结语
1)城市固体废弃物的应力-应变关系为加工硬化型,固结排水剪试验结果表明:随有机物的降解,城市固体废弃物的粘聚力呈现先增加后减少的趋势;而其摩擦角呈现先减少后增加的趋势。
2)城市固体废弃物的破坏强度随围压增大而增大;随着有机物的降解,破坏强度则先增大后减小。本次试验控制孔隙比e=2,相当于填埋场中部土体,其中大部分废弃物已经降解了40%左右,因此,随着有机物降解,中部土体的破坏强度减少应当予以重视。
摘要：卫生填埋法是我国处理城市固体废弃物(MSW)主要方法。为了在垃圾填埋场稳定性分析时合理地选取城市固体废弃物剪切强度参数,参照填埋场城市固体废弃物的主要成分,人工配制固体废弃物试样,通过固结排水剪切试验结果分析,讨论了不同降解程度的城市固体废弃物抗剪强度指标变化规律。
关键词：卫生填埋法,城市固体废弃物,有机物降解,剪切强度,固结排水剪切试验
参考文献
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城市固体废弃物的沉降机理分析 第7篇
随着国民经济的快速发展,各种城市固体废弃物的产量迅速增加,其数量已经远远超过了自然界的自我净化能力。回收、焚烧和填埋是处置城市固体废弃物的主要方法,其中填埋是使用最为广泛的方法。那些采用严格封闭措施,将废弃物与周围环境严密隔离的填埋场地称为现代卫生填埋场。在填埋场设计中,废弃物的沉降是需要考虑的重要因素之一。
与一般土相比较,城市固体废弃物的成分非常复杂。具有极度的离散性、大孔隙性和非饱和性,并且会随填埋时间、季节、地点、民族、习俗、国家、生活水平及生活方式等诸多因素而改变。一般可以将废弃物大致分为:1)食物垃圾;2)园林垃圾;3)各种纸制品;4)塑料、橡胶和皮革制品;5)纺织品;6)木材;7)金属制品;8)玻璃及陶瓷制品;9)灰土等。
废弃物的成分相当复杂。一方面,国外废弃物的有机物含量明显高于国内垃圾土。在有机质成分中,尤其引人注意的是纸张含量。国外废弃物中纸张的含量明显高于国内废弃物。其岩土工程性质接近于富含纤维质的泥炭。另一方面,国内废弃物中灰土的含量也明显高于国外废弃物。因此,国内废弃物的岩土工程性质更接近于典型的土,其密度也较高。
1固体废弃物的沉降机理
废弃物的沉降机理相当复杂。目前见诸于文献的沉降计算模型基本都是以经典土力学为理论基础而建立的。模型大致上可分为以下三类:
第一类模型主要是研究填埋场封场期以后的废弃物沉降,其主要目的是为了防止上覆系统由于填埋场顶面的不均匀沉降而引起的破坏。沉降值主要是根据废弃物填埋柱的高度、填埋时间及与有机物降解有关的经验系数等确定。这类模型有以下几种[4]:
Yen et Scanlon (1975年):
W=∫
其中,a=0.000 95H+0.009 85;b=0.000 35H+0.005 09;T为月。
Janbu et al (1989年):
其中,10<γs<100;t为月。
Gandolla (1992年):W=AH(e-kt-1)。
其中,A=44.161;k=0.007 7;t为月。
Edit et al (1990年):
其中,2×105kPa<q<3.4×105kPa;0.37<n<1.5;t为天。
第二类模型综合考虑了沉降的三个分量,即瞬时沉降、主固结沉降、长期沉降。瞬时沉降一般被归进主沉降里进行考虑。所以,主沉降及长期沉降分别由两个等式进行计算。废弃物的主沉降主要是根据废弃物所受的有效应力及废弃物填埋柱的高度来计算。采用有效应力的概念主要是考虑到由于废弃物中的淋滤液而可能产生的孔隙水压力。长期沉降的计算一般认为只与填埋时间有关。这类模型有以下几种:
Sowers (1973年):
其中,0.15<C′c<0.3;C′α=0.052±0.004;t为天。
Gibson et Lo, Edit et al (1990年):
W=H×Δσ[CⅠ+CⅡ×exp(-λt/CⅡ)]。
其中,CⅠ=9.3×10-5kPa-1;CⅡ=1.3×10-3kPa-1;λ/CⅡ=1.7×10-3d-1。
Ademe et Simecsol (1996年):
WⅡ=∫
其中,C′c=0.22;a=0.000 95H+0.009 85;b=0.000 35H+0.005 09;T为月。
第三类模型只考虑由于生化降解而产生的沉降。这类模型有以下几种:
Edgers (1992年):
Wbio=H×B×[exp(β(t-tk))-1]。
其中,0.122 3/年<β<1.267/年。
需要说明的是,在应用以上这些模型时,选择准确的参数显得非常重要。一般认为,参数值的选取主要取决于:1)废弃物的类型;2)填埋时间;3)废弃物的变形特性。
2沉降机理分析
以上所有计算模型基本都关注废弃物变形机理的以下几个方面:1)瞬时沉降。主要发生在填埋期。当施工期完成后,一般认为瞬时沉降也已经完成。2)随着时间的推移,废弃物中的颗粒会产生扭曲、挤压、弯曲、颗粒重新定位、细颗粒向粗颗粒孔隙的侵入等作用的物理蠕变。这部分沉降从废弃物开始填埋阶段就发生,并持续整个废弃物沉降过程。3)废弃物中由于有机物在微生物和氧气的作用下,产生的腐蚀、氧化、需氧发酵和厌氧发酵等生化降解而发生的沉降。这部分沉降从填埋起始阶段即开始发生,并持续整个沉降过程。
影响废弃物沉降的因素有很多。包括废弃物的成分、容量、含水量、密度、填埋深度、温度、废弃物中淋滤液的水平以及废弃物的填埋时间等。Sowers(1973年)认为,废弃物的沉降中应包括主固结沉降。认为与土类似,废弃物受到总应力作用时,有效应力和孔隙水应力会随着时间而相互转换,废弃物的主固结沉降与有效应力有关。主固结的过程取决于孔隙水和气向外排出的速率。然而,根据作者曾经所做的饱和垃圾土的三轴试验[5],在固结过程中,超静孔隙水压力很难消散。各垃圾土样在饱和后再进行固结,固结时间达到72 h以上,但孔隙水压力却很难消散为0,几乎都存在着滞留孔压,并且随周围压力的增加而增加。按照经典土力学理论,这是难以解释的现象。但仔细观察垃圾土样的成分后可以发现,在垃圾土样的内部存在着塑料、橡胶等不透水材料。因此,垃圾土样所受的压力越大,其压实效果越明显,垃圾土样内部的透水路径就越少,孔隙水的渗透就越慢。甚至当周围压力足够大时,垃圾土样内部的孔隙水几乎排不出去。此外,垃圾土中大量有机质的存在,也使得垃圾土有机质中水的排出主要取决于有机质的生化反应过程。因此,可以认为,在垃圾土中存在孔隙水的概念,但与土中的孔隙水是连续的有很大区别。垃圾土中的部分孔隙水实际上是不连续的,存在于垃圾土中某些局部的不透水层之上及有机质中。当然,垃圾土中也存在连续的渗透路径,这部分孔隙水与土中水的性质类似。因此,在废弃物压缩过程中,是否适用固结及孔隙水的概念是值得探讨的。
3复合沉降模型
作者建议,在计算废弃物沉降过程中,不考虑废弃物的固结问题。在废弃物的总沉降中,物理蠕变和生化降解在整个废弃物的沉降过程中很难准确区分,同时由于物理蠕变而产生的沉降比生化降解要小很多。所以,提出一种复合沉降模型。认为废弃物的沉降可以分为两部分:第一部分由于应力作用而产生的瞬时沉降。第二部分综合考虑了废弃物中的蠕变和生化降解,称为长期沉降。废弃物的复合沉降模型如图1所示。
该模型综合考虑了废弃物沉降的3个方面,即瞬时沉降、蠕变和生化降解,可代表垃圾土的一维压缩情况的压缩特性。应力增量Δσ作用于沉降模型后,弹性常数为Cc的虎克弹簧立即被压缩,产生由于荷载作用而发生的瞬时沉降Si。一般认为,填埋结束后,瞬时沉降也随之完成。 瞬时沉降结束后,垃圾土由于结构的调整而产生蠕变现象,同时由于垃圾土开始发生各种生化反应,其生化降解也开始发生。这部分沉降可以用一个弹性常数为A的虎克弹簧和一个粘滞系数为k的牛顿粘壶并联来表示,产生的沉降为SAk。垃圾土总的沉降可表示为:
其中,S(t)为t时刻废弃物产生的沉降;Si为因废弃物的应力增量而产生的瞬时沉降,
4结语
废弃物的沉降机理与土有很大的不同。包括在自重及荷载作用下因扭曲、弯曲、挤压和颗粒的重新定位、细颗粒向粗颗粒孔隙的侵入等物理作用而产生的沉降和因有机物发生腐蚀、氧化和生化降解而产生的沉降。
废弃物中存在孔隙水的概念,但与土中的孔隙水有很大的不同。废弃物中的部分孔隙水是不连续的。在固结过程中,其超静孔隙水应力很难完全消散。因此,建议在计算沉降时,不考虑废弃物中的孔隙水和固结的概念。
本文提出了一种复合沉降模型。认为废弃物的沉降可以分为两部分:第一部分由于应力作用而产生的瞬时沉降。第二部分综合考虑了废弃物中的蠕变和生化降解,称为长期沉降。
参考文献
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固体废弃物处理与处置方法简析 第8篇
固体废物来自人类活动的许多环节, 主要包括生产过程和生产活动的一些环节。固体废物种类繁多, 按其污染特性可分为一般废物和危险废物, 按废物来源又可分为城市固体废物、工业固体废物和农业固体废物。
城市固体废物是指居民生活、商业活动、市政建设与维护、机关办公等过程产生的固体废物, 一般分为:生活垃圾、建筑垃圾、商业固体废物和粪便;工业固体废物是指在工业生产活动中产生的固体废物, 主要包括:冶金工业固体废物、能源工业固体废物、石油化学工业固体废物、矿业固体废物、轻工业固体废物及其他工业固体废物;农业固体废物是指农业生产、畜禽饲养、农副产品加工所产生的废物, 如农作物秸秆、农用薄膜及畜禽排泄物等。
2 固体废物的处置技术
2.1 固体废物的预处理技术
固体废物的种类多种多样, 其形状、大小、结构及性质有很大的不同, 为了便于对它们进行合适的处理和处置, 往往要经过对废物的预加工处理。常用的预处理技术有3种:
1) 压实。为了减少固体废物的运输量和处置体积, 用物理的手段提高固体废物的聚集程度, 减少其容积, 以便于运输和后续处理。在城市生活垃圾的收集运输过程中, 许多纸张、塑料和包装物, 具有很小的密度, 占有很大的体积, 必须经过压实才能有效地增大运输量, 减少运输费用。
2) 破碎处理。通过人力或机械等外力作用破坏物体内部的凝聚力和分子间的作用力而使物体变碎的操作过程统称为破碎。破碎不是最终处理的工序, 而是运输、焚烧、热分解、熔化、压缩等工序的预处理过程, 固体废物经过破碎之后, 使其尺寸减小, 粒度均匀, 这对于固体废物的焚烧和堆肥处理均有明显的好处。
3) 分选处理。根据固体废物的不同性质, 在进行最终处理之前, 分离出有价值的和有害的成分, 实现废物利用。
2.2 固体废物的处置方法
现代处置固体废物主要有3种方法:堆肥法、填埋法和焚烧法。其中堆肥法是最好的方法, 我国应逐步加强对堆肥法的研究, 提高对固体废物的处置水平。
2.2.1 堆肥法
堆肥是利用微生物人为地促进可生物降解的有机物向稳定的腐殖质转化的生物化学反应过程。自然界中有很多微生物具有氧化、分解有机物的能力, 而城市有机废物则是堆肥微生物赖以生存、繁殖的物质条件。利用固体废物中微生物的新陈代谢作用, 进行微生物的自身繁殖, 从而将可生物降解的有机物转化为二氧化碳、水和热, 同时生成腐殖质。堆肥法分好氧分解和厌氧分解两种。厌氧堆肥是指有机物质在缺氧的条件下, 通过微生物的分解代谢, 最终产生沼气的生物过程, 其堆内最高温度不超过45℃, 腐熟时间较长。而好氧堆肥是指有机物质在氧气充足的条件下, 通过微生物的分解代谢转化为无害的肥料过程, 其堆内温度可达50℃~60℃, 能杀死垃圾中的病源菌、虫卵及蝇蛆等。
2.2.2 填埋法
利用天然地形或人工构造形成一定的空间, 将固体废物填充、压实、覆盖, 达到贮存的目的。它是固体废物最终归宿或最终处置并且是保护环境的重要手段。填埋法分一般填埋法、卫生填埋法和安全填埋法。
2.2.3 焚烧法
焚烧法是一种高温热处理技术, 即以一定的过剩空气量与被处理的有机废物在焚烧炉内进行氧化分解反应, 废物中的有毒有害物质在高温中氧化、热解而被破坏。焚烧处置的特点是可以实现无害化、减量化、资源化。焚烧的主要目的是尽可能焚毁废物, 使焚烧的物质变成无害和最大限度地减容, 并尽量减少新的污染物质产生, 避免造成二次污染。焚烧不但可以处置城市垃圾和一般工业废物, 而且可以用于处置危险废物。
2.3 城市生活垃圾的处置
城市生活垃圾处理技术在国外已相当成熟, 近几年在国内也有长足的发展, 其处理技术主要包括堆置、填埋、焚烧和发酵制肥。其中发酵制肥以占地少, 见效快, 可以达到无害化资源化, 政府投入少, 可收回投资并有盈余等特点得到了广泛应用。
利用生物降解技术发酵制肥是进行垃圾处理无害化、减量化、资源化 (国家垃圾处理要求) 的唯一行之有效的方法。以生物降解技术为核心的生活垃圾处理技术及工艺流程在国内外形式多样, 但总的趋势是以分选、发酵两大部分为主。
1) 将垃圾分三次发酵、以粒度为分选标准的工艺流程。该系统将垃圾分三次发酵, 三次发酵起到了垃圾进行除臭、机械搅拌、供氧的作用, 耗时9周;系统以垃圾粒度为分选依据, 进行了塑料、建筑垃圾、玻璃、电池等的分选。
2) 多功能分选垃圾工艺流程。该系统采取了以粒度 (建筑垃圾、电池) 、物质特性 (磁性) 、比重 (塑料) 三种方式分选垃圾;多功能筛分机能将垃圾破袋、初粉碎, 并很好地利用了塑料比重小的特点, 将塑料从垃圾中分选出。之后, 根据磁性把磁性物质选出。垃圾经发酵后, 有机质基本成为粉末, 而建筑垃圾、电池则保持其粒度不变, 经筛分后, 将建筑垃圾、电池分出。该系统还运用一系列后续处理方法, 将有机质形成粒状袋装有机复合肥。
以上两种工艺流程都存在着同样的弊病:垃圾破袋和初粉碎时, 由于纤维类和塑料的存在, 很容易使设备堵转;纤维类和塑料都属于较轻且粒度较大的物料, 在实际处理过程中, 二者纠缠不清, 很难做到完全分离, 致使分选程度不高;电池为纯人工分检, 费时费力。鉴于对以上工艺流程的总结, 形成了新的处理工艺。
3) 垃圾经翻拌机预处理, 并发酵、经磁选的工艺流程。采用翻拌机对垃圾进行预处理, 实现了以下四个功能:垃圾破袋;垃圾初粉碎;对垃圾的翻拌并提供足够的氧气用于垃圾好氧发酵。翻拌机上有液体菌种箱, 翻拌过程中进行喷洒, 能使垃圾与菌种充分混合。
磁选经全新设计, 分选磁性物质纯度>99%, 且能分选出60%以上的电池。滚筒筛后加风选, 能有效地分选塑料, 塑料分选率和纯度均>95%。发酵中产生的废气进入炉子助燃, 一举两得。
系统特点:翻拌机的运用十分方便地实现了对垃圾的翻堆处理, 并使垃圾发酵周期降至5天, 且发酵质量高于前两个流程;由于采用先发酵, 后分选, 垃圾中的纤维状物料 (如草类) 被发酵, 增加了后期塑料分选的纯度, 减少了塑料分选的难度;垃圾发酵后, 有机质粒度更小, 减少了磁选的难度, 增加了纯度;垃圾发酵后, 有机质粒度更小, 可缩短烘干时间;磁选分选电池的功能属国内外首创。
摘要：固体废物是指在生产、生活和其他活动中产生的丧失原有利用价值或者虽未丧失利用价值但被抛弃或者放弃的固态、半固态和置于容器中气态的物品、物质以及法律和行政法规规定纳入固体废物管理的物品、物质。在人多地少、资源短缺及固体废物污染日益制约着城市生存与发展的今天, 只有搞好固体废物的开发和利用, 加强固体废物的减量化、资源化措施, 才能从根本上促进城市生态经济系统物质和能量的良性循环, 实现经济效益、社会效益和环境效益的协调统一。
固体废弃物处置技术及其特征研究 第9篇
固体废弃物总类繁多, 如果处置不当不仅会占用农田与土地, 还能够对土壤、水体以及空气造成严重的影响。因此, 我们需要对固体废弃物进行有效的处置。现阶段, 针对固体废弃物的处置主要可以分为无害化处理与资源化处理等两个方面。所谓的无害化是指去除掉固体废弃物中的有害物质, 或是采用固定的方式避免固体废弃物中的有害物质向周围环境扩散而造成更大隐患的一种处理方式, 如垃圾填埋等方法。所谓的资源化处置方式相对复杂, 且对于固体废弃物处置的方法与具体技术有很高的要求。从具体的技术手段来进行分类可以分为直接资源化和间接资源化两种, 二者的区别在于具体的方式的不同。从上述的研究现状来看, 更多的研究集中在相关技术手段的更新与推广层面, 对于技术自身的特征分析针对性不强。进而使得其对于实际工作的实际指导意义不强。针对这个现象, 本文以固体废弃物的处置为研究对象, 对具体的处理方式特点进行分析, 进而为后续的实际工作提供指导。
2固体废弃物的无害化处置及其特点
所谓的固体废弃物的无害化处理是指采用填埋等方式对固体废弃物进行处置。在具体的填埋过程中, 必须做好固体废弃物的固定, 既采用混凝土与固体废弃物混合的方式使得相关的污染物被固定而消除了由于空气与水份的流通而产生的污染物转移, 进而消除了固体废弃物的环境违害。
此种处置方式是现阶段最为常见的一种方式, 其特点主要分为如下几个方面:首先:无害化的处置模式存在一定的环境风险。 一方面, 固体废弃物的种类繁多, 填埋的过程中不可避免的产生一定量的可迁移污染物, 随着气体与渗滤液进入到土壤与水体中, 并产生浓度更大而危害更大的环境风险。另一方面, 固体废弃物在填埋的过程中需要固定的场所。此类情况容易受到其它因素的影响, 如地震、洪水等, 当事故发生后会造成二次污染。其次, 无害化处理过程中成本较高, 且不存在任何的经济收益需要政府财政进行巨大的负担, 也无法引入社会资本进行共同参与。此种情况决定了掩埋的固定无害化处置方式仅作为一种其他处置方式无法处置的废物处理模式。最后, 填埋的方式需要利用一定的土壤资源, 而填埋后的土地虽然能够通过回填的方式部分恢复土壤的效力, 但是由于此种方式对于土壤的扰动较大, 短时间内很难恢复正常生态。另外, 在填埋之后部分固体废弃物, 尤其是生活垃圾能够产生渗滤液、沼气等, 需要持续的投入, 更对于后续的土地利用造成影响。
3固体废弃物的资源化处置及其特点
固体废弃物的资源化处置可以分为直接资源化与间接资源化两种。其具体模式与特点主要如下:
直接资源化: 所谓的直接资源化主要是指固体废弃物不经过任何处理便可以作为一种资源而参与后续的生产。“垃圾只是放错位置的资源”部分固体废弃物经过分类便可以成为一种资源, 比如金属类、纸张类、塑料产品等。此种方式能够有效的对固体废弃物进行减量, 并产生一定的经济效益, 能够有效的吸纳社会资本进入到固体废弃物处置体系中来。但是, 由于此种处置方式入门门槛较低, 更多的处置方式都以个人为单位, 容易造成处置混乱。另外, 直接资源化处理方式对于终端垃圾分类与收集要求较高, 现阶段的硬件与社会行为规范建设很难满足要求。
间接资源化: 所谓的间接资源化是指固体废弃物通过一定的方式处置来获得资源 (能源) 的一种方式主要分为焚烧与沼气等两种模式。部分固体废弃物是可燃的或者部分有机固体废弃物可以在堆肥的过程中产生沼气。上述的两种模式均是固体废弃物资源化的应用模式, 焚烧与沼气燃烧产生的能源可以用于发电等能源产业。在具体的操作过程中, 其具有如下几方面的特点。 (1) 首次投入较大。资源化处置装备的建设成本较高, 且需要不断的投入与维护, 相比其受到规模的限制经济收益需要较长的成本回收周期; (2) 在焚烧的过程中会存在烟尘的二次污染, 这要求我们在实际的建设过程中予以重视; (3) 此种模式能够有效的降低固体废弃物的总理, 同时还产生一定的经济效益。但是, 在转变职能的过程中除了上述的特征之外还应该注意生产中的可能风险。如沼气生产中的生产安全、垃圾焚烧中有毒有害气体的处理、焚烧后的固体废弃物处置等内容。
4结语
固体废弃物的处置是当下我国环境管理中存在的重要问题。 本文以此为研究对象, 对现阶段主要的固体废弃物处置方式进行总结。通过研究发现两种主要的固体废弃物处置方式各有特点, 相辅相成。在后续的固体废弃物处置过程中进行合理、科学的体系建设能够有效的提高固体废弃物处置的效能, 进而为后续的相关工作的开展提供必要的理论基础与实践指导。
参考文献
[1]郭武明.利用固体废弃物制备硅酸钙绝热材料及性能研究[D].南京理工大学, 2013.
皮革固体废弃物
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