我国VOCs排放源主要包括工业源、生活源和移动源等。其中，工业源是最主要的排放源，排放贡献率高达55.5%；而工业涂装工序则是VOCs工业源的重要组成部分，其排放量占整个工业源的20%以上。鉴于工业涂装涉及行业广，包括汽车制造与维修、船舶制造、集装箱制造、家具制造、通信设备及其他电子终端产品制造、通用设备制造、专用设备制造和电气机械及器材制造等行业；VOCs排放量大，且排放富含芳香烃和含氧有机物等光化学反应活性大、毒性高的物质，对空气质量影响较大；此外工业涂装使用溶剂型涂料的比例高达75%，控制上游涂料产品，减排潜力巨大。因此，我国应对工业涂装VOCs污染予以重点控制，在政策上有要求、有引导、在技术上有支撑、有保障，在管理上有突破、有提高。在2019年国家生态环境部下发的《重点行业挥发性有机物治理方案》通知中，将涂装行业作为重点行业，要求企业切实提升末端治理水平，因此，如何经济、稳定、高效地去除涂装工艺中产生的VOCs，是近几年研究的课题。

02 涂装行业常见VOCs废气处理方法

目前常见的VOCs废气处理方法有：燃烧法、吸附法、冷凝法、化学氧化法、低温等离子法、光催化氧化法和生物降解法等。在生态环境部颁发的《涂装工业污染防治可行技术指南》中，推荐使用吸附法、燃烧法、冷凝法或其中的组合工艺进行处理。在实际应用过程中，根据企业实际产污情况，企业对工程匹配情况可合理选择工艺。

03 涂装行业废气处理工程实例

1、项目概况

武汉某汽车饰件涂装工艺在生产过程中大量使用油性油漆有机溶剂，污染物主要是油漆和溶剂挥发产生的有机污染物，主要成分为乙酸乙酯及苯类（甲苯、二甲苯等）。原使用蜂窝活性碳吸附设备进行净化处理，由于处理效率较低（约60%）以及吸附饱和后需定期更换蜂窝活性碳，产生危废也需处理；本次对环保设备进行提升改造，更换一套新净化设备。

2、废气处理工艺介绍

本装置工作过程可分为4个工艺段，洗涤塔，干式过滤阶段，纤维毡活性碳吸附阶段，纤维毡活性碳脱附再生阶段。

2-1 洗涤塔

车间排出的废气由进入洗涤塔装置，有机废气通过洗涤塔时，废气中的颗粒物（漆雾）可有效的被洗涤塔中的水雾及环保球有效拦截，气体组分和颗粒物组分分开，进入到下级处理器进行处理。

2-2 干式过滤阶段

车间排出的废气由进入洗涤塔装置后，有机废气此时还含有水雾及微量的漆雾，利用干式过滤装置中的挡水板及除雾器去除水气，再来利用初效及袋式过滤器拦截微量的漆雾，将气体组分和颗粒物组分再次分离，进入到下级处理器进行处理。

2-3 纤维毡活性碳吸附阶段

车间排出的废气由前置工艺处理后进入活性碳吸附箱，有机废气通过活性碳层时，废气中的有机组分被吸引到活性碳的微孔中并浓集保持其中，有机组分从而与其组分分开，其它组分气体（洁净气体）经风机排空。

2-4 纤维毡活性碳再生阶段

活性碳使用一段时间，吸附了一定量的溶剂后，因吸附量逐渐增加会降低或失去吸附能力，此时活性碳需脱附再生，再生后活性碳重新恢复吸附功能，活性碳才可继续使用。再生时，先通过预热对燃烧室进行升温，当温度达到起燃温度后切换至脱附路线对活性碳吸附箱进行脱附再生处理。

具体工艺流程图如图1所示。

3、工程设计

3-1 废气气量及处理说明

根据企业原有设备以及收集效果反馈，该印刷生产线排气量约为40,000m³/h，根据原排气管道检测数据统计，废气处理设备进口VOCs浓度约为100～300mg/m³。

3-2 废气排放标准

项目废气排放标准执行DB33/2146-2018《工业涂装工序大气污染物排放标准》排放标准规定。排放要求如下：非甲烷总烃（乙酸乙酯等）≦40mg/m³,排放速率≦1.5kg/h。

3-3废气处理流程

涂装废气先进入洗涤塔洗涤、干式过滤设备，然后经过纤维毡活性碳吸附箱1,2,3吸附处理，处理后的废气经吸附风机和排气筒排放。此时催化燃烧炉进行预热，待达到乙酸乙酯催化起燃温度260℃时，开启相应阀门、脱附风机。空气经换热器加热到约100℃对活性碳吸附箱4进行脱附，脱附出来的废气进入催化燃烧炉的电加热器加热至起燃温度260℃后，催化燃烧反应形成二氧化碳（CO2）及水蒸气（H2O）。燃烧过的废气经过换热器进行热量回收后经脱附风机排放至排气筒（烟囱）。

3-4废气处理设备组成

3-4-1干式过滤箱。最大处理风量为40,000m³/h，尺寸约为4.15m*2.57m*2.04m，内置挡水板及除雾器，两道过滤装置，分别为初效过滤G4和袋式过滤F8。生产车间为洁净车间，该设备的主要用途是去除可能进入废气管道中的粉尘颗粒物（漆雾），防止堵塞活性碳吸附剂，影响吸附效果。

3-4-2 纤维毡活性碳吸附箱。采用固定床纤维毡活性碳吸附，单个处理能力为13,333m³/h，采用三吸一脱。纤维毡活性碳装填数量为25支/箱体，气体通过纤维毡活性碳的速度约为0.2m/s，停留时间约为1.5s。每天吸附24h达全天运行，碳箱再生周期为1～1.5h。碳箱采用80K岩棉进行保温。

3-4-3 催化燃烧设备。最大处理风量为1,333m³/h，包括一套换热器，高效过滤室，燃烧加热室（内含电加热器，催化剂），温度检测器等。催化床催化剂空速为10,000h-1，进入催化床废气浓度约为500～1,500mg/m³左右，视喷涂状况而定。设备采用陶瓷棉及岩棉进行保温。

3-4-4 管道。管道采用镀锌材质，催化床及活性碳吸附设备之间的管道进行保温，选用玻璃棉材料，外包镀锌板。

3-4-5 风机。本套系统含2组风机，全部使用变频控制；分别为吸附主风机1台（风量Q=40,000m³/h，风压P=1,800Pa，功率N=45KW），脱附燃烧风机2台（风量Q=1,333m³/h，风压P=2,500Pa，功率N=3.7KW）。

3-4-6 电控系统。本系统使用大量气动阀共18个，消防用电磁阀4只，温度计7支，固定式VOCs传感器检测仪1套，实现系统自动运行，所有操作通过PLC反馈到操作屏上，同时在车间设置操作分屏，方便操作。

3-4-7 安全系统。本系统催化床与活性碳吸附设备之间安装防火风阀，管道安装泄爆门，活性碳吸附箱配置泄压阀及消防水灭火装置。在利用VOCs传感器自动控制同时设置其他安全冗余措施。

04 运行结果

1、污染物监测数据

项目正常运行后，对设备不同运行时段进行了长达数周的监控，并委托当地第三方认证公司使用规范的检测仪对进出口VOCs浓度指标进行检测。主要检测值如表1所示。

非甲烷总烃的去除率效果达到90%以上。

2、投资与运行费用

项目投资主要是纤维毡活性碳吸附设备，过滤器，风机，催化燃烧床，通风管道，脱附燃烧管道，自控系统等的设备和安装，该项目总投资约190万元。系统运行费用主要是设备消耗电力上，处理废气量40,000m³/h，每天24h，。电耗约为120KW*h，电价按1.0元/(KW*h)，即处理1m³废气的电费为0.003元

05 结语

废气处理设施提标改造后，整体去除率在90%以上，2018年投入使用后，该汽车饰件涂装废气污染排放得到大幅削减，厂区环境气味明显改善，目前已无臭气投诉事件。

当前处理危险废物有两种方式：焚烧和填埋。焚烧是将废物燃烧处理掉同时获得热能的一项技术手法，焚烧危险废物可以实现两个目的：减少危险废物量，一定程度降低危险废物的危害程度；焚烧可以获得一定热量能源。目前这种能处理固体、液体多种形态危险废物的方法被广泛应用，国家也大力提倡这种处理方式，规划建设了众多危险废物焚烧装置，这些焚烧装置陆续开始投入施工，当前，确保这些焚烧装置高效运行的措施包括焚烧工艺的控制和焚烧流程的管理。在焚烧工艺技术方面，危险废物的预处理和配伍是关键环节。为了保证危险废物高效处理，本文主要探讨危险废物焚烧装置进料预处理及配伍的相关问题。

一 危险废物焚烧炉进料预处理及配伍的意义和目的

焚烧法是危险废物的一种高温处理技术，危险废物在温度为850℃的第一燃烧室焚烧后，产生的烟气进入温度为1200℃的第二燃烧室焚烧以破坏各种有害物质。该种方法具有减量化和无害化程度高的优点，但由于焚烧工艺缺陷或操作不当，也易造成少量的多氯联苯（VCB>、多环芳香烃（PAH>处理不完全或微量二恶英（PCDD）的产生；且飞灰和底灰中还残留不能处理的重金属物质。

1.1 危险废物焚烧炉进料预处理及配伍的意义

焚烧系统极为复杂的系统，该系统中比较强调燃烧温度、送入量、燃烧时间、废气情况都是该系统需要考虑的问题，尤其是在焚烧危险废物时，危险废物组成、危险废物含水量能极大影响固有燃烧装置的燃烧质量，燃烧不彻底就可能造成二次污染。为了实现燃烧平衡、系统稳定、处理高效，面对形态各异、成分复杂的危险废物，首先进行预处理，而后在进行焚烧前，还需要对危险废物进行配伍。通过合理的配伍可以降低运行成本、可以保证装置高效焚烧、提高处理效果。这就是危险废物焚烧炉进料预处理及配伍的意义。

1.2危险废物焚烧炉进料预处理及配伍目的

（1） 保证入炉废物热值相对稳定，减少辅助燃料的消耗，降低运行成本；

（2 ） 控制酸 性污染物、重金属及碱金属入炉量，减轻对余热锅炉和烟气净化设备的腐蚀；

（3） 控制入炉含氯有机废物的量，如多氯联苯等，从源头减少垃圾焚烧二嗯英生成 的氯来源；

（4） 充分利用既有进料通道，避免废物入炉量脉冲式波动，稳定焚烧工况；

二 预处理技术的技术

常用的预处理技术有以下几种：

2.1固态废物的预处理

（1）对于固态的焚烧废料，通常要进行破碎、分选处理，破碎成一定粒度的废料不仅有利于焚烧，而且破碎后的分选有利于有价值资源的回收利用（如废旧金属的回收），并且降低焚烧成本。固态废物常见包装包括散装、桶装等形式，根据常规焚烧炉进口要求，长宽高均不宜超过0.4米，最佳粒度为0.1m×0.1m×0.2m，不符合尺寸要求的废物，需提前进行破碎，破碎机应布置在预处理间的一端，破碎机应采用氮气保护等手段避免着火，废物无论是否破碎，都应根据热值、卤素、重金属等成分含量，分别在不同料坑存放，整个预处理间应密闭微负压状态，确保有害气体不外溢。

针对不宜或无法将废物与包装桶分离的情况，通过垂直提升机将桶装废物提升至水平轨道输送机上，然后自动送入炉前溜槽内。散装固体废物先进入废物贮坑，用抓斗吊车将其在贮坑中混合，尽量使废物性质、热值均匀

（2）剔除不宜焚烧的危险废物。

不宜焚烧的危险废物包括：燃烧值小的；不能在焚烧中处理的有毒化合物；含有大量重金属的化合物。

（3）分离、烘干。对于含水量较高的危险废弃物，不能直接焚烧，应进行分离及烘干，减少焚烧体积，增加燃烧值。分离可采用离心、压滤等技术；烘干可采用直接烘干（接触法）、间接烘干（对流法）、辐射烘干（红外线、微波）等技术。

（4）沉淀、固化。对难以分离及烘干的含水率较高的膏状危险废物，可采用沉淀及固化技术，减少焚烧体积，增加燃烧值。理论上，沉淀技术主要通过添加药剂达到固液分离的效果；固化则是通过添加新物质有毒化合物不再移动，在化学及力学方面更加稳定，处理无机／有机污泥及含金属污泥效果更好。实际上，油漆渣等膏状废物虽然占可焚烧废物总量比例不高，但因其特殊的形态给进料造成了一定难度，较可行的方法是掺拌粉状料后以抓斗等固体废物进料通道直接进料，粉状料可以是熟石灰，干木屑或其他需焚烧粉体料，混合及贮存过程中需注意避免扬尘。

2.2 液态废物的预处理

萃取、浮选。对于含有含水率较高的危险废物中的有毒有害物质，也可采用萃取、浮选技术处理，以达到提出污染物，减少焚烧体积的目的。萃取法包括液／液萃取及液／固萃取，可根据危险废物的种类及状态加以选择；浮选即溶解空气浮选，常用于浓缩危险废物流，形成含水率较低的污泥，达到回收有价值固体物质或去除有毒物质的作用，常用在油脂类危险废物的预处理中。

实践中，液态废物在焚烧单元的处理可分两种情况，一种是直接焚烧，另一种是转包装后焚烧。前者是指以桶装为主要包装方式的废液，直接喷入焚烧炉处理，这种情况下，废物的预处理主要需注意以下两点：

（1）提前备料，重点需检查不同包装内废液的均一性，是否同种废物、有无分层、沉淀、挥发等异常情况，避免喷烧性质差异大的废液给焚烧工况造成大幅度波动或出现堵塞喷枪等工艺事故。

（2）处理过程中注意进料速率及与其他形态废物进料量的配合，避免炉内温度大幅波动，转包装废物，首先应根据废物接收情况设置合理的贮存罐，并配备必要的设施，进行有效的作业管控，转装的包装物容积不宜过大。

（3）贮存罐的设置应该遵循不同热值、不同腐蚀性的废液分别存放的原则，一般情况下应设置高热值、中热值、低热值及腐蚀性等四类废液贮罐，以满足不同性质的液体暂存需求。

（4）配备过滤、伴热、吹堵、沉渣排放等必备的辅助设施，。废液先经过滤以滤除杂质，提高废液热值，尽量使进炉废液热值均匀，并将低热值液体喷入回转窑，高热值液体喷入二燃室。并根据焚烧情况确定各种废液的输送时段和流量。

（5）不同液体储存到同一贮罐时一定要注意它们的相容性，应逐包装进行相容性测试，避免废物发生发热、沉淀、产气等不相容反应。

三 危险废物配伍的介绍

危险废物配伍技术需要经过废物分析、配比计算和调整等几个过程。

3.1 危险废物的分析

危险废物分析是配伍技术的第一步，在这一步中，我们需要全面而准确的了解废物的成分和特征。了解的内容包括：基本物理特性、工业性能（水分、低位热值、固定碳、挥发分灰分）、元素情况（主要了解重金属情况）。

危险废物分析不全部依靠仪器进行，采样的代表性，是特性鉴别准确与否的关键，采样过程中依据相关技术规范做好布点，特别注意夹带、掺混等不均一的情况，还可以充分利用客户提供的废物特征信息。一些废物的特征信息比较明确或者在收集过程被确认并记录，可以作为把握废物特性的辅助手段。。

3.2 危险废物的配比

（1）为了焚烧设备的安全，危险废物配比首先需要保证废物之间能相容，防治出现两种两种或者两种以上危险废物发生变化产生大量热量或者产生毒性更强的产物。危险废物与焚烧设备之间的相容也是需要考量的因素，如果危险废物或者焚烧产生物强烈腐蚀焚烧设备，这类危险废物是不可以被焚烧的。

（2）其次，在保证安全的前提下，危险废物配比考量的第二个因素是焚烧产物的环保性，不同的配比会产生不同尾气和炉渣，危险废物配比尽量控制焚烧气体酸性及有害气体的含量和炉渣中重金属的比例。

（3）最后，不同的配方一定会产生不同的热值，从回收热量角度分析，用最小辅助燃料换取最大焚烧余热具有最大经济性，在保证焚烧炉整体稳定的情况，最大程度提高回收热。

3.3 调整过程

一般情况是根据经验和焚烧炉设计来完成危险废物配比，根据监控数据反馈情况，及时调整配比。

总之，危险废物危险性比较高，焚烧作为处理手段之一需要谨慎对待。在危险废物焚烧装置陆续运行后，我们需要继续加强危险废物焚烧进料预处理技术和配伍技术方面的攻关，并积累各种焚烧过程数据，以便为更加干净环保的处理危险废物提供帮助。

• 熔喷法工艺是聚合物挤压法非织造工艺中的一种，起源于20世纪50年代初。20世纪50年代初，美国海军实验室为收集核试验产生的放射性微粒，开始研制具有超细过滤效果的过滤材料，1954年发表研究成果。20世纪60年代中期，美国埃克森(Exon)公司进步对这一工艺进行研究，与精确( Accurate)公司合作制造出了熔喷设备原型机。目前，除了埃克森公司拥有熔喷技术的专有技术外，其它一些公司(如美国3M公司，德国 Freudenberg公司等)也成功开发出了自己的熔喷非织造技术。
• 2、工艺流程与设备
  (一)熔喷的工艺流程
  聚合物准备一熔融挤压→计量泵→熔喷模头组合件→熔体细流拉伸一冷却一接收装置
  (二)熔喷设备
  主要设备:上料机、螺杆挤出机、计量泵、熔喷模头组合件、空压机、空气加热器、接收装置、卷绕装置。生产聚酯等原料，还需要切片干燥装置。生产辅助设备主要有模头清洁炉、静电施加裝置和喷雾裝置等
• 空气加热器
  熔喷工艺需用大量的热空气。空压机输出的压缩空气经除湿过滤后输送到空气加热器加热，然后再送至熔喷模头组合件。空气加热器是压力容器，同时要抵抗高温空气的氧化作用，因此材料必须选用不锈钢。

• 熔喷布是口罩核心的材料，熔喷布主要以聚丙烯为主要原料，通过螺杆挤出机使其熔融经过滤后从喷头的喷丝孔挤出,在喷丝孔出口处受到高速热空气流的喷吹，得到拉伸形成超细的短纤维，纤维直径可以达到1～5微米。空隙多、结构蓬松、抗褶皱能力好，具有独特毛细结构的超细纤维增加单位面积纤维的数量和表面积，从而使熔喷布具有很好的过滤性、屏蔽性、绝热性和吸油性。可用于空气、液体过滤材料、隔离材料、吸纳材料、口罩材料、保暖材料、吸油材料及擦拭布等领域如：

  （1）医疗卫生用布：手术衣、防护服、消毒包布、口罩等；

  （2）家庭装饰用布：贴墙布、台布、床单、床罩等；

  （3）服装用布：衬里、粘合衬、絮片、定型棉、各种合成革底布等；

  （4）工业用布：过滤材料、绝缘材料、水泥包装袋、土工布、包覆布等；

  （5）农业用布：作物保护布、育秧布、灌溉布、保温幕帘等；

  （6）其它：太空棉、保温隔音材料、吸油毡、烟过滤嘴、袋包茶叶袋等。

  制作熔喷布的螺杆挤出机，在加工过程中需要配套空压机为其提供气源动力，从而实现顺利生产。所以选择一台适合的空压机型号至关重要。

• 空压站系统中，熔喷布生产用空压机，储气罐，冷冻干燥机三种设备只需要摆放在平整的地面上即可，无需基座和底座，过滤器则挂在管道上即可。 

• （1）、按照《压缩空气站设计规范》中的要求，压缩空气站设备之间的采暖温度不宜低于15℃，非工作时间设备间的温度不低于5℃。当空压机吸气口或机组冷却风吸风口设于室内时，其室内环境温度不应大于40℃。

  （2）、储气罐进出口，按照低口进，高口出的方式接。

  （3）、压力管道禁止磕碰，禁止在带电带压情况下进行拆装。
  
  




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因此被气象学家和医学专家认为微粒造成的灰天气比沙尘暴对人体健康危害更大。自净时间环境容量确定的主要依据是自净能力，自净能力越强环境容量越大，因此自净能力的研究也是区域环境规划的重要内容，可以为区域学习的已有经济发展规划的确定提供依据。

粒子大小在10微米以上的粒子会挡在人的鼻子外面。 粒径在2.5微米到10微米之间的粒子可以进入上呼吸道，但可以通过痰等排出，也可以通过鼻腔排出。 内部绒毛堵塞，对人体健康危害相对较小。 粒径小于2 ． 5微米的微粒相当于人的头发的十分之一，不易堵塞。 吸入体内后，直接进入支气管，干扰肺部的气体交换，引起支气管炎、心血管病等包括哮喘在内的疾病。

可见有必要监视空气中的PM2 ． 5，以免人过多地吸入对呼吸重量有害的粒子。PM2 ． 5传感器又称灰尘传感器，PM2 ． 5传感器可以用于检测我们周围空气中的灰尘浓度，也就是PM2 ． 5值。工采网提供的韩国syhitech 灰尘传感器／粉尘传感器 － DSM501以感知烟草产生的烟气和花粉，房屋粉尘等，加热自动进气装置，可调电阻设置检测灰尘的大小。采用与粒子计算器相同原理为基础，检测出单位体积粒子的个数。

灰尘传感器／粉尘传感器／PM2．5传感器DSM501特性：

●灰尘传感器DSM501可以感知烟草产生的烟气和花粉，房屋粉尘等

●1微米以上的微小粒子．

●体积小，重量轻，便于安装．

●5V的输入电路，便于信号处理．

●内藏气流发生器，可以自行吸引外部大气．

●保养简单，可以长期保持传感器的特性．

践行“绿水青山就是金山银山”理念，就是把自然资源转化为可以造福人民的生态经济价值。在2020年联合国生物多样性大会生态文明论坛“自然资本核算和生态产品价值实现”分论坛上，与会代表就相关话题进行了研讨。

自然资产核算与生态系统生产总值是什么？

习近平主席指出，保护生态环境就是保护自然价值和增值自然资本，就是保护经济社会发展潜力和后劲，使绿水青山持续发挥生态效益和经济社会效益。

近年来，我国多渠道积极推动生态产品价值实现和保值增值，努力将生态优势转化为经济优势。

“自然资本的核算是推动生态产品价值实现的基础，优质的生态产品是最普惠的民生福祉。”云南省副省长任军号说。

在自然资本核算方面，许多国家都开始了试点。2011年，英国组织500多位科学家进行了全面的生态系统评估。2012年，澳大利亚也对土地和生态系统进行了核算。2012年，联合国批准了“环境经济核算体系核心框架”，2013年进一步采纳了“环境经济核算体系实验性生态系统核算”。

在经济、社会、自然复合系统之间，仍缺乏有效的指标来测度自然生态系统对社会经济的贡献。

基于这个背景，我国专家学者在2013年就提出了生态系统生产总值（GEP，Gross Ecosystem Product）的概念，即生态系统在一年之中提供给人类的最终的产品和服务的总价值。

中国在这方面进展如何？

搞好自然资源成本核算，是生态产品价值实现的前提。

“我国在2000年开始，在世界银行的支持下，建立了环境退化成本的核算方法。2004年，由原国家环保总局和国家统计局联合发布了基于环境经济核算的绿色GDP核算报告，在2006年后又开展了多年的环境经济核算活动，将生态破坏成本也纳入到了核算体系下，并且建立了生态系统核算的技术框架。”生态环境部环境规划院研究员、生态环境风险损害鉴定评估研究中心主任於方说。

据於方介绍，2015年，我国正式启动全国GEP核算活动，2017年，王金南院士又提出GEP就是社会经济生态总值的概念，将人类经济活动和环境退化活动以及生态系统所提供的生态服务价值纳入到核算体系下，形成了现有的GEP框架。

“在生态环境部的组织下，我们进行了生态系统和生态系统总产值核算的第一步，即将生态系统产品与空间服务空间化，这样我们就知道生态系统在哪里提供了最重要的生态系统服务，得到了我们国家生态保护空间重要的空间格局图。”中国科学院生态环境研究中心研究员、城市与区域生态国家重点实验室副主任郑华说。

今年4月，中共中央办公厅、国务院办公厅印发了《关于建立健全生态产品价值实现机制的意见》，提出了2025年和2035年的主要目标。要求着力共建绿水青山转化为金山银山的政策制度体系，推动形成具有中国特色的生态文明建设的新模式。

“自然资源部圆满完成了第三次全国国土调查，基本摸清了全国自然资源的家底，统筹推进自然资源资产产权制度改革，有效开展自然资源统一确权登记。科学推进永久基本农田、生态保护红线、城镇开发边界三条控制线的划定，制定国土空间规划和用途管制规制，加大生态保护修复力度，不断夯实‘两山’转化的基础和政策支撑。”自然资源部国土空间生态修复司司长周远波说。

“中国科学院研究中心牵头研究提出了生态产品价值核算的规范办法，并在多地实践应用。”国家发展与改革委员会基础设施发展司副司长马强说。

浙江丽水发布生态产品价值核算的指南，一些地方开展了市县乡村四级GEP核算，深圳出台城市生态系统生产总值核算技术规范，并建立了生态产品价值与经济发展的双考核制度……

各地积极探索绿水青山转化为金山银山的路径，在生态产品价值实现机制方面开展了大量探索，形成一批具有示范效应的可复制、可推广的经验做法，具备了总结提炼成政策制度体系并加以推广应用的坚实基础。

自然成本核算还面临哪些困难？

“经过多年的探索，我们已经有丰富的实践经验。但是建立健全生态产品价值实现机制，是一项全新的改革探索任务。面临着核算标准不统一、市场交易不全面、保护补偿不精准、金融支持不完善等诸多难点和难题。”马强说。

“实现核算的可重复性、结果的可应用性、模式的可推广性，是目前面临的三个挑战。”郑华指出。

“自然财富要转化为经济财富，转化过程其实就是一个投资的过程。”中国金融学会绿色金融专业委员会主任、清华大学金融与发展研究中心主任马俊表示，“目前的问题是，按照最近的一些研究，全球每年大概需要1万亿美元左右与自然相关的投资，但是只实现了百分之十几。我认为，庞大的缺口应该由金融体系来填补。银行、保险、投资、基金，要动员这些资本到生态环境和自然资本友好型的投资中去。”

“在解决问题的过程中要以人为本，以人类的福祉为中心，强调人与自然和谐共存、共生共进的目标。”云南省林业与草原科学院教授杨宇明说。

因此，电厂不仅是用水和排水大户，同时也是污染大户。虽然火电厂废水中的污染物含量不大，但由于排水量大，污染物的排放总量也相应增加，从而也将造成不同程度的环境污染。

随着我国水资源的紧张和环境保护要求的提高，电厂所面临的水资源问题和环境问题将日益突出，为了降低成本、减少环境污染，优化电厂废水处理工艺与技术，实现废水资源化，做到废水重复利用直至零排放，探索新的处理模式，提高社会效益与经济效益。

1电厂废水来源及水质特点

电厂废水来源广泛，主要分为以下几类：冲灰废水、脱硫废水、工业废水（化学废水及含油废水）。与化工、造纸等工业废水相比，火电厂的废水有以下特点：水质水量差异很大，划分的废水的种类较多；废水中的污染成分以无机物为主，有机污染物主要是油；间断性排水较多。

电厂废水来源及水质特点总结于下表。

2、电厂废水处理方法与流程

一、冲灰废水处理

冲灰废水是火力发电厂的主要废水之一，在整个废水中占有将近一半的比例。它主要是用于冲洗炉渣和除尘器排灰的水，冲灰废水的污染物种类和含量与锅炉燃煤的种类、燃烧方式和输灰方式有关，冲灰废水中的污染物主要是悬浮物、pH、含盐量和氟等。

个别电厂还有重金属和砷等。如果冲灰废水直接排放不但会导致受纳水体的悬浮物超标，还会使附近土壤盐碱化，破坏正常的生态环境。冲灰水处理的思路一是减少水的用量，二是废水处理再利用或达标排放。如何处理，发电厂根据环保和经济的双重效果来抉择。

1、浓缩水力除灰

浓缩水力除灰是将原灰水比1：（15—20）降至1：5左右，灰水比例应根据全厂水量平衡及灰场水量平衡综合考虑来确定。实际生产中就是在不影响产量和其他指标的前提下降低灰厂的用水量。浓缩水力除灰既减少厂区水补给量，又减少了水的排放量。可谓是经济环保双赢的好方法。

2、冲灰水中悬浮物去除

冲灰水的悬浮物含量主要与灰场（沉淀池）大小等因素有关。解决冲灰水中悬浮物超标，应重点考虑冲灰废水在沉淀池中有足够的沉淀时间。

1工业危险废物主要类别

工业危险废物，主要来源于工业下属子领域，其中包括医药、采矿、炼油、化学等行业。同时，在日常生活中，也有可能产生危险废物。对于危险废物，我国大致将其分为46大类，共计479余种，且大多为工业、医疗、社会等危险废弃物。若依照危险废物产生来源划分，可将之划分为工业废弃物及社会废弃物等两大类型。

依据危险废物自身性质划分，可将之划分为无机、有机、油类及其他废弃物。在不同废弃物之间，由于性质及构造有所区别，故而相应的处理方式也有所不同。目前，在我国收录的600余种废弃物中，废碱及废酸、无机氰化物及无机氧化物、含铜废弃物等的比例，占废弃物总数的60%左右。

2工业危险废物处理原则

我国在收录危险废物种类时，曾明确规定固废的性质，即在生产生活中，已经丧失原有价值，但仍具备利用价值，被放弃或抛弃的固态及半固态或置放于容器内的气态物品及物质，并包括法律法规规定的固废物质及物品。

对于危险废物，一旦被定义，就应依照相关规定，对之进行处理操作。在我国诸多工业企业中，对于危险废物处理，已经建立了相对完善的处理链条。依据危险废物处理程序，即上游处理、中游处理、下游处理等，可对危险废物进行合理利用。所谓上游处理，就是针对不同污染源所产生的危险废物，进行就近处理。

所谓中游处理，就是针对设备生产商及工程承包商而言，就近处理危险废物。所谓下游处理，即是针对运营商而言，就近处理危险废物。在工业危险废物处理中，各方面应依据就近原则，将危险废物运输至最近的处理中心，随之依据相关处理技术，对之进行无害化处理。

3工业危险废物处置一般办法

3.1填埋法

填埋法的应用优势，在于该方法处理量多、管理简便、节约成本、适用性强。一般情况下，填埋法主要适用于土地较多且经济落后地区。然而，在城市危险废物处理中，由于废弃物总量较大，加之危险废物中往往混杂了金属及塑料等有机废物，若采用填埋法处理，就会在填埋后生成重金属及其他污染物。同时，在此期间，工业危险废物还有可能产生渗滤液，对土壤造成污染，进而危害人类健康。

3.2焚烧法

焚烧法的处理程序，即是在高温炉内，倒入相应的危险废物，经过高温处理，其中的可燃成分就会氧化，并转变为水和二氧化碳，随之经过净化处理，就可进入大气层。在焚烧法应用过程中，应选用全封闭的处理模式，并有效规避污染物泄漏问题。

相较于填埋法，焚烧法具有相对优势。焚烧法的应用，可有效减小危险废物的容积，且规避了土地浪费问题。同时，对于工业危险废物而言，经过焚烧产生热量，有利于发展供热及发电产业。因此，焚烧法，适用于人口多而土地少的地区。

3.3堆肥法

堆肥法，就是工业危险废物，在微生物影响下，其生物有机质产生了化学反应，进而形成了一种类似于腐殖质土壤的物质，可将之作为肥料，应用于土壤改良之中。堆肥法的应用优势，在于该方法具有成本低廉、便于使用、利用率高等特点，可有效改善农田土质，使其土壤涵水、离子交换等性能得以增强。

因此，堆肥法，适用于生活垃圾及固废有机物较多的地区。但是，采用堆肥法处理工业危险废物，所产生的肥料中含有大量的重金属污染物，通过食物链作用，将危害人体健康。因此，堆肥法应用，固然具有资源化、减量化的优势，若长期使用，会埋下环境污染的隐患。

4工业危险废物的五大处置技术探析

4.1新型焚烧处理

在工业危险废物处理中，传统焚烧处理的工作原理，即是针对危险废物，进行高热化学处理，使相关物质改变自身的性质。但在传统焚烧处理过程中，会产生大量的飞灰，尤其是毒性比较高的溴化二噁英及呋喃等。

目前，在工业危险废物处理中，我国采用了新型焚烧处理方式，即焚烧处理过程，使用了回转式焚烧炉，取得了良好的应用效果。新型坟焚烧处理具有广泛的适用范围，其中工业危险废物的处理种类，就多达50余种，包括化学试剂、矿物油、涂料及燃料等。

在此期间，富氧焚烧技术的应用，由于成效显著，得以广泛应用。究其原因，在于该技术可有效减少烟雾中的热量，进一步提升燃烧效率。同时，该技术的应用，可有效提升火焰内芯温度，并有效利用烟气中的水和二氧化碳含量，使之作用于提高热效率。

4.2新型固化处理

传统固化技术的应用，一般用于处理放射性物质，如电镀污泥及铬渣之中。目前，传统固化处理技术，一般被用于诸多重金属物质的稳定化处理之中。固化的种类，通常包括水泥固化、药剂固化、玻璃固化等。

经过实验证明，传统固化处理技术，在焚烧残留物的处理中，具有显著成效，完全符合填埋的安全标准。然而，传统固化处理技术，存在一定的缺陷，即针对低含油污泥处理，并不具有显著的处理成效。

究其原因，就在于低含油污泥，其含油量较低，而含水量却较高，加之颗粒较大，存在一定的处理难点。然而，新型固化处理技术，在实际应用中，可有效解决以上问题，尤其是在油田大规模含油污泥的处理层面，提供了切实可行的措施。

4.3快速碳酸化处理

快速碳酸化处理技最早由Serfritz在1990年提出，其主要的工作原理，就是将废弃物暴露在高浓度的二氧化碳环境中，进而加快相关物质的反应速度。探析快速碳酸化处理技术的应用领域，最初被用于矿物碳酸化处理之中。

在工业危险废物种类中，诸多废弃物均可与二氧化碳发生反应，最典型的就是钢铁渣、废气建材、废弃石灰、电石渣等。由于以上废弃物中含有重金属物质，且相应含量较高，经过快速碳酸化反应后，其重金属成分，就会被消耗约80%。在我国工业领域，每年约产生45万吨的焚烧飞灰，其中含有少量的微量重金属。

经过实验研究发现飞灰中的物质，如氯化钠及氯化钾，腐蚀实验装置，在此期间，飞灰结构也将变得松散，其中的重金属，如铜锌等，会逐渐析出。因此，对于飞灰，应进行水洗处理。在快速碳酸化反应后，飞灰渣块可作为建材使用，并取得了良好的应用效果。

4.4等离子气化技术

在工业危险废物处理中，等离子气化技术可谓是一种最新的天然无害技术。等离子气化技术的工作原理，即是在高温缺氧环境中，工业危险废物逐渐转化为一氧化碳和氢气，成为混合可燃气。如今，等离子气化技术，主要用于农业秸秆粪污处理及城市垃圾处理之中。

在西欧发达国家，等离子气化技术被用于石油废料处理、建筑垃圾处理、医疗垃圾处理等之中。究其原因，就在于以上危险废物材料具有可燃性，并在高温环境下，比较容易完成分解、蒸发及氧化。

然而，等离子气化技术存在一定限制性，主要体现于较高的设备要求。在工业危险废物处理中，相较于其他处理技术，如新型焚烧处理、新型固化处理、快速碳酸化处理等，等离子气化技术的应用，对废弃物的含水量，并没有较高要求，却能将污水污泥有效转化为有用资源，进而不断缩小危险废物的体积，可有效分解及修复惰性渣中的有毒物质。

4.5超临界水氧化法

超临界水氧化法一般被用于生物污泥、塑料降解、有机废水等废弃物的处理。早在1995年，美国奥斯汀就建立了一座具有商业性质的处理装置。该处理装置所面向的废弃物，主要为胺类废弃物及长链有机物。

在该装置的处理流程层面，会受到诸多因素的影响。在SCWO处理中，若介质水中的有机质达到2%，相应的氧化过程就会实现完全自热。因此，相较于其他处理方法而言，超临界水氧化法具有节约能源的优势。

我国工业发展较快，存在诸多亟待解决的问题，主要体现于工业区人口密度大、环境治理资金投入少、危险废物处理的管理水平低等方面。在工业危险废物处理中，我国欠缺先进技术。同时，由于工业危险废物来源众多且结构复杂，相关部门及人员应提高超临界水氧化法应用的重视度，针对不同类型的危险废物，提出针对性的处理方法，进而创新处理技术，不断降低工业危险废物的处理成本。

5结语

综上所述，在工业危险废物处理中，我国存在技术、管理及资金等层面的问题。由此，针对工业危险废物处理工作，相关人员应致力于新型焚烧处理、新型固化处理、快速碳酸化处理、等离子气化技术、超临界水氧化法等新技术的研究与应用。同时，针对工业危险废物处理技术，国家应制定相关法律法规，以保证新技术的规范化使用，并鼓励国内企业引进国际先进技术，不断增大资金投入力度，促进我国工业的健康发展。

危废属于资源开发利用型废物，有很大的利用价值，除了贮存和处置，还包括处理后的综合回收利用。工业固废提出“三化”处理原则，即减量化、资源化和无害化。随着危废处理技术的不断发展，除了常规技术路线里的一般处理工艺流程，也逐渐出现了一些新型技术，如等离子体技术。

1等离子体和热等离子体简介

等离子体被认为是继气、液、固后的第四种物质存在状态。等离子体是指气体原子或分子经外加能量作用部分或全部电离形成的集合体，其中高浓度的自由电子所带电荷与带正电荷的粒子达到平衡，使得等离子体整体呈电中性。根据等离子体的特性，可将等离子体分为高温等离子体和低温等离子体；低温等离子体又可分为热等离子体和冷等离子体。其中热等离子体是一种局部平衡的等离子体，气体电离产生的高能电子，高速运动过程中与重粒子(离子或分子)发生弹性碰撞，并将其能量传递给重粒子，使周围温度趋于均一；被电离的气体在高密度电场作用下高速越过电极从而产生了热等离子体射流。

2等离子体技术

等离子体处理危险废物技术是利用等离子体炬产生的高温热等离子体将危险废物快速分解破坏，其中有机物热解为可燃性的小分子物质，无机物被高温熔融后生成类玻璃体残渣。该技术具有反应速度快、二次污染小、适用范围宽等特点，它克服了传统处理技术如焚烧、化学处理等二次污染大、工艺复杂、对废物有选择性等缺点，特别适合于医疗垃圾、石棉、焚烧飞灰、电池、轮胎、放射污染等固体危险废物的环保处理。与常规焚烧技术相比，等离子体处理技术是一种环境友好技术，处理彻底，无二次污染，碳排放少。等离子体通常是含有大量电子、离子、分子、原子以及自由基的电离气体，但其宏观上呈电中性，并具有很高的化学活性。热等离子体的中心温度可高达2万℃，火炬边缘温度也可达到3000℃。等离子体技术能彻底摧毁各种有毒有害物质，是一种有效消除污染，用途广泛的新技术。等离子体处理废弃物工艺的核心技术是等离子体发生器（等离子体炬），就发生器而言，应用最多的是直流电弧等离子体。等离子体处理危险废物的独特处理方法表现出安全、高效、无二次污染和广泛适用性，它为危险废物及城市固体废物的无害化、减容和资源化回收提供了一个十分科学有效的方法。

3等离子体处理废弃物特点

由于高温、高焓、高能粒子密度大的热等离子体处理固体废弃物具有以下特点：反应速率快，处理量大，减重率、减容率高；高温反应环境可以得到较大的淬冷速率，反应器中陡峭的温度梯度也对淬冷过程有利；开、停车时间短；所需氧化气体少、气流量小、易于控制，且降低了所需的后续净化处理的成本及温室气体排放量；可集成性高，能够原产地处理废物；处理后的残渣也可回收利用。因此，其被认为是最适合用作废物处理的方法之一。目前等离子技术应用于综合的废物处理及能量回收利用已经成为了一种重要的变废物为能量的技术，在日本、美国、加拿大、欧洲、马来西亚都出现了或是中试或是已经工业化的等离子体气化应用，各国的研究者们也在等离子技术处理废物方面做了很多积极有意义的工作。

4热等离子在处理危险废物的应用研究

4.1石化含油污泥处理

石油化工行业危险废物在工业危险废物中的比重较大，占总量的30％。最新的《国家危险废物名录》中，与石化行业相关的危废有28大类，占到总数的60％。

在危废中含油污泥是等离子体技术应用研究的焦点。含油污泥主要由落地原油和泥土、砂石、水等物质混合而成，其成分尤为复杂，是一种稳定的悬浮乳状液体系。含油污泥不但有大量的老化原油、沥青质、腐蚀产物、胶体、盐类等杂质，还包括凝聚剂、杀菌剂等水处理剂等。一般含油污泥中油的质量分数在10％一20％，固体颗粒质量分数在5％一10％，其余都是水，故处理含油污泥前需要脱水处理以减少体积。含油污泥中各类污染有机物和烃类有机物较多，可利用热值较大，热等离子体技术可以将其分解为可燃的小分子气体(H2、CO等)，再回收利用。另一方面，含油污泥中固体颗粒物多为无机物，主要成分是SiO2等，等离子焰流在极短时间内可以将其转化为玻璃态熔渣，该熔渣有着致密的结构，并且有毒物质浸出率低，完全满足安全填埋的要求。

4.2冶金危废处理

4.2.1焦化废水污泥无害化处理

焦化废水是来源于焦化厂或者煤气厂等炼制焦炭、净化煤气和加工精制化工产品的生产过程，其中不仅含有氰化物、氟化物、硫氰化物等无机物，还包括酚类、联苯、吡啶、吲哚等难降解有机物，是焦化废水处理的难点所在，行业通常使用活性污泥法、生物脱氮技术处理得到焦化污泥。焦化污泥有较高的含水率，采用热等离子体技术处理首先需要进行脱水处理，把含水率降到50％以下，这样既可以把污泥体积大幅减小，降低系统耗能，也可以提高污泥可燃性。由于焦化污泥有机物含量较高，热等离子体技术处理后会产生大量的可燃气体回收利用，同时产生的废渣中Pb、Cd、Cr和Cu等重金属元素固化效果显著，浸出率完全满足环保要求，可安全填埋。

4.2.2不锈钢渣资源化处理

不锈钢渣是不锈钢生产过程中固体废弃物，每生产3t的不锈钢会产生1t的不锈钢渣，大量的不锈钢渣未及时处理会占用大量的土地资源，更会对周围环境和人的健康产生直接威胁，所以不锈钢渣的资源化是必要的。

4.3土壤洗涤等有毒废液处理

4.3.1异位土壤玻璃化技术

当土地受到化工中有毒有害物质严重污染时，部分区域土壤已经没有修复的必要，那么需要挖掘土壤再进行处理。使用热等离子体技术对污染土壤玻璃化处理就是异位玻璃化技术，用1600～2000℃高温将土壤及其污染物熔化。有机污染物在高温下被热解去除，无机污染物则被固化，产生的水蒸气和可燃气体收集后统一处理，熔融的土壤冷却后形成化学性质稳定的玻璃体。在土壤修复中使用热等离子体技术主要因为该技术应用范围广，设备小型使用灵活，处理速度快，污染物去除率较高，副产物少。但是由于成本很高，所以只适合高危污染土壤处理。

4.3.2污染土壤洗涤废渣处理

目前，针对砷含量严重超标的土壤，技术路线采用“洗涤”和“热等离子体”组合技术处理。当土壤使用洗涤剂后，将其中的超标砷转移到废液中来，90％左右的土壤可以回填再使用，其他的废液和少部分土壤会作为危险废物处理。有较高浓度的浓缩物送入热等离子体熔融炉转化为玻璃态炉渣，而砷被固化在玻璃内部，可安全填埋。

结束语

等离子体技术对危险废弃物的处理有着天然的优势，能够处理难处理的废弃物，对环境没有负面的影响，也可以回收有价值的副产品，这不但可以满足当今不断严苛的环保要求，也符合循环经济和可持续发展的原则。一方面，随着最新危废名录的修订与扩展，化工等行业的危废处理量越来越多，从而带来了更大的市场需求；另一方面，中国现阶段资源能源短缺对资源可回收利用有极大的需求，这些都是热等离子体技术的机会所在。

随着城市化进度的加快和人民生活水平的提高，城市生活垃圾的产生量也日益增加，根据中国统计年鉴，2000年我国生活垃圾清运量为1.18亿吨，2008年达到1.54亿吨，至2017年底，全国生活垃圾处理量达到2.15亿吨。目前，"垃圾围城"已成为城市管理中不可回避的一个重大难题并阻碍城市的发展建设。

1垃圾渗滤液的特性

1.1污染物浓度高

具有高化学需氧量（CODCr）和生化需氧量（BOD5）、高氨氮、高无机盐份的"三高"特征。CODCr一般为2000mg/L-60000mg/L，BOD5为60mg/L-40000mg/L，氨氮在几百至几千mg/L不等，污染物浓度明显高于城市生活污水。

1.2水质水量变化大

首先水质随季节变化：渗滤液雨季产生量明显大于旱季，干冷季节污染物浓度较低。其次水质随填埋时间变化:年轻渗滤液（＜5年）pH值较低，氨氮较低，易生物降解的有机物含量较高，BOD5/CODCr较大；成熟渗滤液（中龄5-10年，老龄＞10年）pH值近中性，氨氮较高，BOD5、CODCr浓度和BOD5/CODCr较低，金属离子浓度下降。

2垃圾渗滤液处理技术

2.1生物处理法

生物处理法是当前垃圾渗滤液处理工作开展过程中应用的最广泛的一种方法，根据使用的工艺原理不同，可以分为好氧型处理工艺、厌氧型处理工艺和厌氧与好氧组合处理工艺3种类型。根据工作重点和工作要求等而各有侧重，需要相关工作人员结合工作要求来选择合适的工艺开展后续各项工作。

（1）序批式活性污泥法。

该类生物处理方法可简称为SBＲ，在处理垃圾渗滤液的过程中可以实现85%以上的CODcr处理效果和95%以上的氨、氮处理效果，完全可以满足国家在垃圾渗滤液处理方面的需要。同时，应用SBＲ开展垃圾渗滤液处理工作的过程中，工作人员发现，该技术在处理垃圾渗滤液中存在的重金属离子也可以发挥作用，因而可以被大范围推广使用。

（2）好氧稳定塘技术。

该技术通过必要的调整，充分发挥自然界中各类水体的自净能力来实现对垃圾渗滤液的有效处理，其各项工作的质量自然可以得到保证。经过相关实验人员的研究表明，通过对稳定塘进行分级搭配，形成垃圾渗滤液处理的综合框架，可以有效满足垃圾渗滤液处理工作的各项标准要求，应用范围逐渐拓宽。

（3）生物转盘。

生物转盘实际上是一种生物膜法，与传统垃圾渗滤液处理方法相比，该类方法在应用过程中可以满足短时间大量垃圾渗滤液处理的要求，其清洗过程中出现的问题相对较少，在抗水质冲击负荷方面也表现出了一定的优势，同时还可以帮助垃圾渗滤液处理单位解决垃圾渗滤液处理过程中出现的污泥膨胀等问题，研究还证明在脱氮方面也表现出了一定的优势，因而是一种可以被大范围推广的垃圾渗滤液处理方法。

但是受到施工成本以及研究时间等的限制，在国内的应用相对较少。

2.2 DTRO工艺

DT膜技术即碟管式膜技术，分为DTRO（碟管式反渗透）和DTNF（碟管式纳滤）两大类。DT膜技术是专门针对渗滤液处理开发的，它的膜组件构造与传统的卷式膜着截然不同。

（1）原液流道：碟管式膜组件具有专利的流道设计形式，采用开放式流道，料液通过入口进入压力容器中，从导流盘与外壳之间的通道流到组件的另一端，在另一端法兰处，料液通过8个通道进入导流盘中，被处理的液体以最短的距离快速流经过滤膜，然后180?逆转到另一膜面，再从导流盘中心的槽口流入到下一个导流盘，从而在膜表面形成由导流盘圆周到圆中心，再到圆周，再到圆中心的双"S"形路线，浓缩液最后从进料端法兰处流出。

DT组件两导流盘之间的距离为4mm，导流盘表面有一定方式排列的凸点。这种特殊的水力学设计使处理液在压力作用下流经滤膜表面遇凸点碰撞时形成湍流，增加透过速率和自清洗功能，从而有效地避免了膜堵塞和浓度极化现象，成功地延长了膜片的使用寿命；清洗时也容易将膜片上的积垢洗净，保证碟管式膜组适用于处理高浑浊度和高含砂系数的废水。

（2）透过液流道：过滤膜片由两张同心环状反渗透膜组成，膜中间夹着一层丝状支架，使通过膜片的净水可以快速流向出口。这三层环状材料的外环用超声波技术焊接，内环开口，为净水出口。渗透液在膜片中间沿丝状支架流到中心拉杆外围的透过液通道，导流盘上的O型密封圈防止原水进入透过液通道；透过液从膜片到中心的距离非常短，且对于组件内所的过滤膜片均相等。

3我国渗滤液处理行业未来的发展方向

3.1渗滤液处理工艺的多样化

渗滤液是一种高浓度、高污染的有机废水，其处理难度大，我国幅员辽阔，自然条件差异大，不同地区的生活垃圾种类不尽相同，导致渗滤液水质水量都有显著的差异，客观上要求渗滤液处理工艺的多样化。

垃圾渗滤液不同于生活污水，其成分更加复杂，随着现有检测分析水平的提高，渗滤液中将会有更多的对人类健康有害的化学污染物被认识，未来渗滤液的排放标准也将会控制更多的污染物排放。未来对环境的监管将会日益严格，随着监管体系的日益完善和严格以及排放标准的提高也促进渗滤液处理工艺向多样化发展。

3.2渗滤液工艺选择严谨化

随着垃圾渗滤液检测工艺等不断进步，对垃圾渗滤液处理的科学性和经济性要求更高，需要相关人员结合各类渗滤液处理工艺的优点和重点来开展各项工作。一般而言，工作人员需要分析近几年垃圾渗滤液处理场地的水质情况和未来可能出现的水质变化等，结合当地的气候和水文状况开展进一步的细化分析，明确其各项工作开展过程中存在的问题和应当采取的解决措施，可以有效保障各项工作的工作质量。

工作人员可以保持科学严谨的工作态度开展不同环节的垃圾渗滤液处理工艺选择工作，明确不同系统工作开展过程中存在的问题和应当采取的解决措施，通过将各类施工工艺优化组合，打造能耗使用少、渗滤液处理质量高的垃圾渗滤液处理系统，推动后续各项工作合理开展。

3.3垃圾渗滤液处理精细化

传统垃圾渗滤液处理过程中，受到垃圾渗滤液数量等方面的影响，工作人员很难完全按照处理标准等开展各项处理工作，使用的垃圾渗滤液处理工艺相对比较粗放，处理完之后，垃圾渗滤液里可能还存在一定数量的有害物质，影响其后续各项工作的开展。

随着垃圾渗滤液处理技术研究的不断深入，渗滤液处理过程中也会应用新技术来开展各项处理工作，以此提高垃圾渗滤液处理的质量，不断降低其各项处理成本。工作人员还应当加强对垃圾渗滤液精细化处理工作的开展，及时找出问题的原因并解决，不断提高渗滤液处理质量。

结语

垃圾渗滤液对生态环境的影响重大，相关人员必须加强对其处理过程中使用的处理工艺和处理技术的重视，合理开展技术改进等工作，不断提高生活垃圾渗滤液处理的质量，实现精细化的处理目标。

1 前言

电除器的工作原理：静电除尘器是利用高压直流电场使空气中的气体分子电离，产生大量电子和离子，在电场力的作用下向两极移动，在移动过程中碰到气流中的粉尘颗粒和细菌使其荷电，荷电颗粒在电场力作用下向自身电荷相反的极板做运动，在电场作用下，空气中的自由离子要向两极移动，电压愈高、电场强度愈高，离子的运动速度愈快。烟气通过电除尘器主体结构前的烟道时，使其烟尘带正电荷，然后烟气进入设置多层阴极板的电除尘器通道，从而达到除尘的效果。

静电电除尘器由两大部分组成：一部分是电除尘器本体系统；另一部分是提供高压直流电的供电装置和低压自动控制系统。高压供电系统为升压变压器供电，除尘器集尘极接地。低压电控制系统用来控制电磁振打锤、卸灰电极、输灰电极以及几个部件的温度。

但是，电除尘器也存在一些不足。首先是设备比较复杂，要求设备调运和安装以及维护管理水平高。其次是对粉尘比电阻有一定要求，所以对粉尘有一定的选择性，不能使所有粉尘都的获得很高的净化效率。

并且受气体温、温度等的操作条件影响较大，同是一种粉尘如在不同温度、湿度下操作，所得的效果不同，有的粉尘在某一个温度、湿度下使用效果很好，而在另一个温度、湿度下由于粉尘电阻的变化几乎不能使用电除尘器了。

早期的电除尘器一般粉尘排放浓度都是按照小于50-100mg/Nm3来设计的，随着生产能力的提高，设备处理烟气量增加以及环保要求的变化，原有的电除尘器已经不能满足生产的需要，通常情况下增加电场受生产成本和现场条件（占地面积）的限制，改造不容易实施。

长袋低压脉冲喷吹除尘器是一种高效率的袋式除尘器，其除尘效率可稳定在99.99%以上，粉尘的排放浓度可以小于2mg/Nm3，满足国家环保排放标准要求。由于布袋除尘器是靠布袋过滤的方式来捕集粉尘的，所以烟气粉尘的颗粒性质、粉尘比电阻等因素对它的除尘效率影响小，也不会由于工艺参数临时变化、设备临时或局部改变或故障等因素而影响排放浓度，具有安全性好，无事故排放等优点。

为了使早期投入的电除尘能够适应现在的增加烟气处理量，并且达到国家环保排放要求，将电除尘器改为布袋除尘器就是一种比较理想的解决方案。

2 改造方案

2.1电除尘器改为布袋除尘器是利用原电除器的基础框架立柱、中箱体、灰斗、进出风口变径管、平台、扶梯等部件，以降低改造费用。

2.2拆除电除尘器内部极板、极线及顶部保温箱变压器等部件。

2.3增加布袋除尘器设备部件，如上箱体、进出风阀、喷吹系统、清灰控制系统、压缩空气管道、气力输灰系统等。

2.4改造原电除尘器系统的风机叶轮及配套相应的电气控制装置。

3 电除尘器改为布袋除尘器的主要特点

3.1利用了原电除尘器的结构特点，将四电场电除尘器改型为纵向分为四个分室的脉冲布袋除尘器，并配套四个分室的进风风量调节阀。

3.2充分利用原电除尘器结构空间大及中箱体高的特点，设计采用专有的超长袋技术。

3.3出风风道设计专有的方形出风提升阀，加大了出风口风道截面积，降低了出风道风速。

3.4充分利用了原电除尘器进风口结构，将电除尘器的中箱体内部空间作为滤袋室，并配套了专有的槽形进风导流技术，并在原进风口前新增沉降室，使大颗粒的粉尘在进入除尘器本体前进行沉降，提高滤袋使用寿命。

3.5电除尘改造成布袋除尘器利用原有电除尘器的立柱、箱体、灰斗、基础等从而缩短了改造时间。

3.6为了实现高效清灰，电除尘器改为布袋除尘器还应用了高效脉冲喷吹专利技术及导流、离线阀等专有技术，确保了电除尘器改为布袋除尘器项目的先进性及可靠性。

4 改造中应用的专有技术

4.1“一种由电除尘器改装的袋式除尘器”的专有技术

4.2用引进国外技术的薄板圆形提升阀，与专有的弹性自适应密封阀配套使用，不仅能实现离线三状态清灰，而且能完全实现不停机检修，节能降耗，有利于延长布袋使用寿命。

1 MBR的性质

MBR主要是将膜分离的技术和生物反应器进行结合。由于膜高效固液分离的作用及强化生物处理的作用，所以它有其他生物处理技术难以比拟的优势。下面将对其进行阐述。

第一，可以高效的进行固液的分离，分离的效果就远远好于传统沉淀池，出水水质的良好，出水悬浮物、浊度也就接近0，能够直接的回用，实现污水的资源化。

第二，膜高效截留的作用，实现反应器的水力停留时间（HRT）与污泥龄（SRT）完全的分离，使得运行的稳定性更好。

第三，反应器中微生物的浓度较高，耐冲击的负荷较强。

第四，污泥龄可以随意的控制，膜分离就使得污水大分子难以降解成分，在体积中有限生物反应器有着足够地停留的时间，有效的提升难降解有机物降解的效果。反应器在高容积负荷、低污泥的负荷、长泥龄条件运行，进而实现了基本无剩余的污泥排放。

第五，结构的紧凑，占地面积相对较小，工艺设备的集中，能够进行一体化的自动化控制。

2 MBR生物脱氮处理的效果

2.1 效果的分析

按照硝化与反硝化是否在同一个反应器中发生，能够把MBR脱氮工艺分为了单一反应器间歇曝气MBR脱氮工艺、厌氧一好氧MBR脱氮工艺。

单一反应器的间歇曝气MBR脱氮工艺主要是采用了序批式反应器（SBR）的运行方式，经过限制曝气与半曝气的运行方式，在时间序列上实现了缺氧和好氧组合，而厌氧与好氧MBR脱氮技术就与传统厌氧-好氧脱氮的技术十分类似，前置反硝化缺氧运行下，含碳有机物去除、含氮有机物氧化、氨氮硝化在好氧的条件下运行。

SBR运行的方式MBR脱氮稳定性比传统的MBR脱氮效果更好。在好氧的条件下，氨氮在经过了硝化作用后，转变硝态氮、亚硝态氮，废水中的总氮含量不会出现任何的变化，为有效的提升总氮去除效率，在MBR前增加设置了缺氧区、回流装置形成了厌氧--好氧的运行方式，总氮去除效率最高就达到了96%，在未增设的缺氧区与回流的装置下，总氮去除效率仅仅是60%，厌氧--好氧MBR中的厌氧反应器与好氧反应器对其氨氮去除效率分别是31％—43％和47％—64％，好氧反应器运行的状况对氨氮去除的效果影响是最大的，因为厌氧--好氧MBR之前就增设了缺氧池，为系统的反硝化创造出良好地条件，所以厌氧—好氧MBR脱氮工艺的脱氮效果就好一点，但是厌氧与好氧MBR脱氮工艺的流程相对较长，不能关切需要增加回流设备与能耗。

SBR形式的MBR脱氮工艺间歇曝气可以有效的促使细菌胞外的聚合物降解，缓解了膜组件生物的污染，延长了膜组件使用的寿命，但是和处理能力相同的厌氧--好氧MBR脱氮技术相比，膜的面积就增加了不少。

诸多的研究人员，对MBR脱氧的工艺进行新的探索，在好氧MBR中加入了填料的载体，能够为硝化与反硝化创造更好地条件，其工艺氨氮与总氮平均的去除率分别是100%、93.06%，填料的内部出现反硝化的杆菌，荧光假单胞菌等把硝酸盐还原成亚硝酸严、氮气，促进氨氮分解，是膜反应器填充料能够有效的提升脱氮效率。

基于MBR里的污泥絮体比较松散地特点，加入了粉末活性炭（PAC）能够有效的促进污泥絮体颗粒的增大，使得絮体的内部形成了缺氧区，避免反硝化发生、减缓膜污染，其去除的氨氮与亚硝酸盐去除的效率分别是95.50％、99.15％。

对硝化菌、氧化有机物异氧菌有着较强抑制的作用。就保证亚硝化菌在活性污泥中主导的地位，实现亚硝化菌反硝化的功能，提升硝化过程脱氮效果而言，其过程节约DO约50％，节省碳源约80％。

2.2 得出的结论

第一，间歇式MBR在进水不曝气的过程中，反硝化所产生的碱能够有效补充硝化作用就碱消耗，使得其对氨、氮的去除的能力比传统的MBR更佳。

第二，间歇式的MBR提供出充分的缺氧环境，使得对总氮、总磷去除的效果也比传统的MBR好。

第三，在进水氮负荷、碳、氮的波动较大的时候，间歇式的MBR能够灵活的改变曝气的强度循环的周期，进出水比等的操作条件能够获取稳定可靠地脱氮性。

第四，间歇式运行强化了MBR脱氮除磷的性能。

3 MBR除磷处理效果分析

MBR除磷工艺与脱氮工艺基本相同，一般采用厌氧—好氧和SBR工艺，而且多数是和脱氮联用。有关专家采用厌氧—好氧MBR工艺处理模拟生活污水，根据实验结果，该工艺氮、磷去除率分别为96％和70％。据有关专家研究SBR--MBR工艺强化除磷效果，总磷（TP）去除率达96.4％，其中进水COD／TP是该工艺强化除磷的关键，在进水COD／TP较高时，无需排泥就能达到强化除磷的目的。

传统的生物脱氮除磷理论认为，生物脱氮需经过硝化菌的好氧硝化、反硝化菌的厌氧反硝化来协同完成，而生物除磷过程是除磷菌的厌氧释磷、好氧超量吸磷、最终排放富磷污泥的过程。通常认为，硝化氮的反硝化和磷释放都需要碳源，厌氧反硝化会消耗一部分碳源，影响聚磷菌（PAO）的磷释放，降低磷去除率。

但最近的研究发现，污泥中有反硝化聚磷菌（DPB）存在时，在厌氧条件下它可分解菌体内的多聚磷酸盐（Poly—P），吸收基质中的低分子有机酸并以PHB的形式贮存于菌体中；在缺氧环境下，DPB利用硝酸盐作电子受体氧化菌体内的PHB，产生的能量部分用于新菌体的合成，其余部分用来吸收基质中的磷酸盐并以聚磷（Poly—P）的形式贮存于菌体内，从而实现超量吸磷。

同时，一氧化氮被还原为氮气，在厌氧、缺氧交替运行条件下实现DPB的反硝化除磷效果。DPB可最大程度地减少碳源的需求，为解决生物脱氮除磷工艺的碳源竞争问题提供了新的方法。

研究发现，通过创造厌氧、缺氧交替的环境可筛选DPB。有机碳源可影响反硝化除磷效果，进水有机碳浓度较低时，反硝化除磷系统可利用反硝化除磷菌一碳两用的功能长期稳定运行，磷去除率为99.2％；缺氧区的碳源浓度越高，对缺氧吸磷的抑制作用就越大。与传统的专性好氧聚磷菌除磷相比，DPB可分别节省约50％的COD和30％的氧消耗量，相应减少50％的剩余污泥量。

通过控制缺氧段硝酸盐浓度对DPB进行诱导，诱导前DPB占总聚磷菌的27.6l％，诱导后则高达78.6l％。在序批式膜生物反应器工艺中经过厌氧—好氧和厌氧一缺氧—好氧两个阶段的富集，DPB占伞部聚磷菌的比例从19.4％升至69.6％；每周期缺氧段投加120 mg No-N时，SBMBR系统运行最为稳定，缺氧段氮和磷去除率分别为100％和84％，系统的磷去除率为96.1％。

结束语

总而言之，满足硝化和吸磷对氧需求的条件下，采用较低的DO浓度可减少混合液从好氧室到缺氧室携带的DO量，又可促成好氧区同步硝化反硝化作用的发生，从而减少回流系统携带的硝态氮量，降低厌氧区反硝化菌与聚磷菌对碳源的竞争，最终使得系统对TN和TP的去除效果优于其他DO浓度下的。

同时，采用较低的DO浓度还可以节能降耗。在经过对比研究可发现．应用A20—MBR工艺处理常规市政污水．进行多级分流可以取得很好的处理效果，各项出水指标均超过国家一级A标准。A20—MBR工艺可以在低溶解氧（0.5 mg／L）的条件下运行．且处理市政综合废水效果很好。

4.2 深度处理工艺路线

由于大小机场的出水水质标准要求高，为满足中水回用要求，还需进行深度处理。污水再生利用常用的工艺有：混凝＋沉淀（澄清）＋过滤＋消毒工艺、微絮凝活性砂过滤＋消毒工艺、生物滤池＋过滤＋消毒工艺、膜过滤＋消毒工艺等。

经对比，本工程决定选用膜过滤＋消毒工艺。膜是一种具有特殊选择性分离功能的无机或高分子材料，它能把流体分隔成不相通的两个部分，使其中的一种或几种物质能透过，而将其它物质分离出来，其对SS 和胶体类物质具有绝对分离作用，对于大分子有机物也有一定的分离作用。

针对本工程出水水质要求高的特点，膜处理工艺的处理效果要远远优于其它再生水处理工艺，其出水的水质高而且稳定。

4.3 处理工艺路线选择

大兴机场污水处理厂相对于城市集中污水处理厂来讲，有以下特点：一是污水处理规模相对较小；二是出水水质要求高；三是污水量昼夜有差距。为此，选择的工艺路线应具有较强耐负荷变化冲击的能力，同时，根据管理的需要，工艺需要具有较高的自动化水平。

参考首都机场目前的污水处理厂工艺以及实际运行状况，集合大兴机场特点，本次选用结合A2/O 工艺和膜过滤技术的MBR（膜生物反应器）工艺作为污水处理工艺。

污水处理厂工艺流程如图1 所示。

膜生物反应器（MBR）是一种将膜分离技术与传统污水生物处理工艺有机结合的新型高效污水处理与回用工艺。膜生物反应器主要由膜组件和膜生物反应器两部分构成。

由于膜的固液分离能力强，充分利用膜的强大的固液分离能力，生物反应器内的污泥浓度可以达到常规活性污泥法的2倍左右，生物处理系统和膜分离组件的有机组合，不仅提高了系统的出水水质和运行的稳定程度，还延长了难降解大分子物质在生物反应器中的水力停留时间，提高了系统对难降解物质的去除效果。

同时，针对污泥，拟经浓缩脱水后直接外运，除臭则采用生物过滤除臭法。

5 处理工艺特点分析

根据大兴机场污水处理需求和进出水质特点，经对比分析，采用了A2/O工艺和MBR工艺，本工艺适合大兴机场污水处理和可再生利用需要，相较于传统工艺，具有以下优点：

可省去沉淀池及常规的深度处理设施；生物曝气池中可维持很高的活性污泥浓度，从而缩小了曝气池的容积，膜池取代沉淀池悬浮物与液体分离和颗粒滤料滤池的功能，占地面积较常规工艺大大缩小；脱氮效果好，有机物去除率高；固液分离率高、耐冲击负荷；出水水质高、稳定，对病原体有很好的去除效果；工艺流程自动化程度高；模块式安装，建设速度快，达到了设计目标。

1氨氮废水的来源

含氮物质进入水环境的途径主要包括自然过程和人类活动两个方面。含氮物质进入水环境的自然来源和过程主要包括降水降尘、非市区径流和生物固氮等。

人类的活动也是水环境中氮的重要来源，主要包括未处理或处理过的城市生活和工业废水、各种浸滤液和地表径流等。

人工合成的化学肥料是水体中氮营养元素的主要来源，大量未被农作物利用的氮化合物绝大部分被农田排水和地表径流带入地下水和地表水中。

随着石油、化工、食品和制药等工业的发展，以及人民生活水平的不断提高，城市生活污水和垃圾渗滤液中氨氮的含量急剧上升。

近年来，随着经济的发展，越来越多含氮污染物的任意排放给环境造成了极大的危害。

氮在废水中以有机态氮、氨态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3--N）以及亚硝态氮（NO2--N）等多种形式存在，而氨态氮是最主要的存在形式之一。

废水中的氨氮是指以游离氨和离子铵形式存在的氮，主要来源于生活污水中含氮有机物的分解，焦化、合成氨等工业废水，以及农田排水等。氨氮污染源多，排放量大，并且排放的浓度变化大。

2氨氮废水的危害

水环境中存在过量的氨氮会造成多方面的有害影响：

（1）由于NH4+-N的氧化，会造成水体中溶解氧浓度降低，导致水体发黑发臭，水质下降，对水生动植物的生存造成影响。在有利的环境条件下，废水中所含的有机氮将会转化成NH4+-N，NH4+-N是还原力最强的无机氮形态，会进一步转化成NO2--N和NO3--N。根据生化反应计量关系，1gNH4+-N氧化成NO2--N消耗氧气3.43 g，氧化成NO3--N耗氧4.57g。

（2）水中氮素含量太多会导致水体富营养化，进而造成一系列的严重后果。由于氮的存在，致使光合微生物（大多数为藻类）的数量增加，即水体发生富营养化现象，结果造成：堵塞滤池，造成滤池运转周期缩短，从而增加了水处理的费用；妨碍水上运动；藻类代谢的最终产物可产生引起有色度和味道的化合物；由于蓝-绿藻类产生的毒素，家畜损伤，鱼类死亡；由于藻类的腐烂，使水体中出现氧亏现象。

（3）水中的NO2--N和NO3--N对人和水生生物有较大的危害作用。长期饮用NO3--N含量超过10mg/L的水，会发生高铁血红蛋白症，当血液中高铁血红蛋白含量达到70mg/L，即发生窒息。水中的NO2--N和胺作用会生成亚硝胺，而亚硝胺是“三致”物质。

NH4+-N和氯反应会生成氯胺，氯胺的消毒作用比自由氯小，因此当有NH4+-N存在时，水处理厂将需要更大的加氯量，从而增加处理成本。近年来，含氨氮废水随意排放造成的人畜饮水困难甚至中毒事件时有发生，我国长江、淮河、钱塘江、四川沱江等流域都有过相关报道，相应地区曾出现过诸如蓝藻污染导致数百万居民生活饮水困难，以及相关水域受到了“牵连”等重大事件，因此去除废水中的氨氮已成为环境工作者研究的热点之一。

3氨氮废水处理的主要技术

目前，国内外氨氮废水处理有折点氯化法、化学沉淀法、离子交换法、吹脱法和生物脱氨法等多种方法，这些技术可分为物理化学法和生物脱氮技术两大类。

生物脱氮法

微生物去除氨氮过程需经两个阶段。

第一阶段为硝化过程，亚硝化菌和硝化菌在有氧条件下将氨态氮转化为亚硝态氮和硝态氮的过程。

第二阶段为反硝化过程，污水中的硝态氮和亚硝态氮在无氧或低氧条件下，被反硝化菌（异养、自养微生物均有发现且种类很多）还原转化为氮气。

在此过程中，有机物（甲醇、乙酸、葡萄糖等）作为电子供体被氧化而提供能量。常见的生物脱氮流程可以分为3类，分别是多级污泥系统、单级污泥系统和生物膜系统。

多级污泥系统

此流程可以得到相当好的BOD5去除效果和脱氮效果，其缺点是流程长、构筑物多、基建费用高、需要外加碳源、运行费用高、出水中残留一定量甲醇等。

单级污泥系统

单级污泥系统的形式包括前置反硝化系统、后置反硝化系统及交替工作系统。

前置反硝化的生物脱氮流程，通常称为A/O流程与传统的生物脱氮工艺流程相比，A/O工艺具有流程简单、构筑物少、基建费用低、不需外加碳源、出水水质高等优点。

后置式反硝化系统，因为混合液缺乏有机物，一般还需要人工投加碳源，但脱氮的效果可高于前置式，理论上可接近100%的脱氮。

交替工作的生物脱氮流程主要由两个串联池子组成，通过改换进水和出水的方向，两个池子交替在缺氧和好氧的条件下运行。该系统本质上仍是A/O系统，但其利用交替工作的方式，避免了混合液的回流，因而脱氮效果优于一般A/O流程。其缺点是运行管理费用较高，且一般必须配置计算机控制自动操作系统。

生物膜系统

将上述A/O系统中的缺氧池和好氧池改为固定生物膜反应器，即形成生物膜脱氮系统。此系统中应有混合液回流，但不需污泥回流，在缺氧的好氧反应器中保存了适应于反硝化和好氧氧化及硝化反应的两个污泥系统。

物化除氮

物化除氮常用的物理化学方法有折点氯化法、化学沉淀法、离子交换法、吹脱法、液膜法、电渗析法和催化湿式氧化法等。

折点氯化法

不连续点氯化法是氧化法处理氨氮废水的一种，利用在水中的氨与氯反应生成氮气而将水中氨去除的化学处理法。该方法还可以起到杀菌作用，同时使一部分有机物无机化，但经氯化处理后的出水中留有余氯，还应进一步脱氯处理。

在含有氨的水中投加次氯酸HClO，当pH值在中性附近时，随次氯酸的投加，逐步进行下述主要反应：

NH3+HClO→NH2Cl+H2O①

NH2Cl+HClO→NHCl2+H2O②

NH2Cl+NHCl2→N2+3H++3Cl-③

投加氯量和氨氮之比（简称Cl/N）在5.07以下时，首先进行①式反应，生成一氯胺（NH2Cl），水中余氯浓度增大，其后，随着次氯酸投加量的增加，一氯胺按②式进行反应，生成二氯胺（NHCl2），同时进行③式反应，水中的N呈N2被去除。

其结果是，水中的余氯浓度随Cl/N的增大而减小，当Cl/N比值达到某个数值以上时，因未反应而残留的次氯酸（即游离余氯）增多，水中残留余氯的浓度再次增大，这个最小值的点称为不连续点（习惯称为折点）。此时的Cl/N比按理论计算为7.6；废水处理中因为氯与废水中的有机物反应，C1/N比应比理论值7.6高些，通常为10。此外，当pH不在中性范围时，酸性条件下多生成三氯胺，在碱性条件下生成硝酸，脱氮效率降低。

在pH值为6～7、每mg氨氮氯投加量为10mg、接触0.5～2.0h的情况下，氨氮的去除率为90%～100%。因此此法对低浓度氨氮废水适用。

处理时所需的实际氯气量取决于温度、pH及氨氮浓度。氧化每mg氨氮有时需要9～10mg氯气折点，氯化法处理后的出水在排放前一般需用活性炭或SO2进行反氯化，以除去水中残余的氯。

虽然氯化法反应迅速，所需设备投资少，但液氯的安全使用和贮存要求高，且处理成本也较高。若用次氯酸或二氧化氯发生装置代替液氯，会更安全且运行费用可以降低，目前国内的氯发生装置的产氯量太小，且价格昂贵。因此氯化法一般适用于给水的处理，不太适合处理大水量高浓度的氨氮废水。

化学沉淀法

化学沉淀法是往水中投加某种化学药剂，与水中的溶解性物质发生反应，生成难溶于水的盐类，形成沉渣易去除，从而降低水中溶解性物质的含量。

当在含有NH4+的废水中加入PO43-和Mg2+离子时，会发生如下反应：

NH4++PO43-+Mg2+→MgNH4PO4↓④

生成难溶于水的MgNH4PO4沉淀物，从而达到去除水中氨氮的目的。采用的常见沉淀剂是Mg(OH)2和H3PO4，适宜的pH值范围为9.0～11，投加质量比H3PO4/Mg(OH)2为1.5～3.5。废水中氨氮浓度小于900mg/L时，去除率在90%以上，沉淀物是一种很好的复合肥料。由于Mg(OH)2和H3PO4的价格比较贵，成本较高，处理高浓度氨氮废水可行，但该法向废水中加入了PO43-，易造成二次污染。

离子交换法

离子交换法的实质是不溶性离子化合物（离子交换剂）上的可交换离子与废水中的其它同性离子的交换反应，是一种特殊的吸附过程，通常是可逆性化学吸附。沸石是一种天然离子交换物质，其价格远低于阳离子交换树脂，且对NH4+-N具有选择性的吸附能力，具有较高的阳离子交换容量，纯丝光沸石和斜发沸石的阳离子交换容量平均为每100g相当于213和223mg物质的量（m.e）。但实际天然沸石中含有不纯物质，所以纯度较高的沸石交换容量每100g不大于200m.e，一般为100～150m.e。沸石作为离子交换剂，具有特殊的离子交换特性，对离子的选择交换顺序是：Cs（Ⅰ）>Rb（Ⅰ）>K（Ⅰ）>NH4+>Sr（Ⅰ）>Na（Ⅰ）>Ca（Ⅱ）>Fe（Ⅲ）>Al（Ⅲ）>Mg（Ⅱ）>Li（Ⅰ）。工程设计应用中，废水pH值应调整到6～9，重金属大体上没有什么影响；碱金属、碱土金属中除Mg以外都有影响，尤其是Ca对沸石的离子交换能力影响比Na和K更大。沸石吸附饱和后必须进行再生，以采用再生液法为主，燃烧法很少用。再生液多采用NaOH和NaCl。由于废水中含有Ca2+，致使沸石对氨的去除率呈不可逆性的降低，要考虑补充和更新。

吹脱法

吹脱法是将废水调节至碱性，然后在汽提塔中通入空气或蒸汽，通过气液接触将废水中的游离氨吹脱至大气中。通入蒸汽，可升高废水温度，从而提高一定pH值时被吹脱的氨的比率。用该法处理氨时，需考虑排放的游离氨总量应符合氨的大气排放标准，以免造成二次污染。低浓度废水通常在常温下用空气吹脱，而炼钢、石油化工、化肥、有机化工有色金属冶炼等行业的高浓度废水则常用蒸汽进行吹脱。

液膜法

自从1986年黎念之发现乳状液膜以来，液膜法得到了广泛的研究。许多人认为液膜分离法有可能成为继萃取法之后的第二代分离纯化技术，尤其适用于低浓度金属离子提纯及废水处理等过程。

乳状液膜法去除氨氮的机理是：氨态氮NH3-N易溶于膜相油相，它从膜相外高浓度的外侧，通过膜相的扩散迁移，到达膜相内侧与内相界面，与膜内相中的酸发生解脱反应，生成的NH4+不溶于油相而稳定在膜内相中，在膜内外两侧氨浓度差的推动下，氨分子不断通过膜表面吸附、渗透扩散迁移至膜相内侧解吸，从而达到分离去除氨氮的目的。

电渗析法

电渗析是一种膜法分离技术，其利用施加在阴阳膜对之间的电压去除水溶液中溶解的固体。在电渗析室的阴阳渗透膜之间施加直流电压，当进水通过多对阴阳离子渗透膜时，铵离子及其他离子在施加电压的影响下，通过膜而进入另一侧的浓水中并在浓水中集，因而从进水中分离出来。

催化湿式氧化法

催化湿式氧化法是20世纪80年代国际上发展起来的一种治理废水的新技术。在一定温度、压力和催化剂作用下，经空气氧化，可使污水中的有机物和氨分别氧化分解成CO2、N2和H2O等无害物质，达到净化的目的。该法具有净化效率高（废水经净化后可达到饮用水标准）、流程简单、占地面积少等特点。经多年应用与实践，这一废水处理方法的建设及运行费用仅为常规方法的60%左右，因而在技术上和经济上均具有较强的竞争力。

4结论

国内外氨氮废水降解的各种技术与工艺过程，都有各自的优势与不足，由于不同废水性质上的差异，还没有一种通用的方法能处理所有的氨氮废水。因此，必须针对不同工业过程的废水性质，以及废水所含的成分进行深入系统地研究，选择和确定处理技术及工艺。

目前，生物脱氮法主要用于含有机物的低氨氮浓度化工废水和生活污水的处理，该法技术可靠，处理效果好。对于高浓度氨氮废水主要采用吹脱法，近年来兴起的膜法分离技术及催化湿式氧化等方法具有很好的应用前景。

城市污水处理厂氨氮废水浓度高怎么处理？

城市污水处理厂出水氨氮高的原因：

1、硝化菌受自身活性降低及氧传输浓度梯度下降;

2、工艺本身的问题，曝气池单元停留时间偏小，系统的抗冲击负荷能力也就相对较弱。

解决办法：

(1) 减少进水量，减小内回流比，延长好氧单元的实际水力停留时间，提高硝化效果密切关注其他水质指标及污泥指标的变化;

(2) 尽量避免出现污泥解体或污泥膨胀现象;若出现该情况则应迅速向系统中投加氓凝剂或铁盐，改善污泥絮凝及沉降性能;

(3) 关注 pH 及 TP 情况，尽量保证系统处于弱碱性环境，必要时向系统中投加适量的Na2C03以补充硝化所需的碱度;

(4) 若反应器内TP浓度显著低于平时水平，则应向系统中补充适当的磷酸二氢饵或磷肥，改善污泥的絮凝效果及硝化能力;

(5) 加大外回流比、维持生化单元相对较高的 污泥浓度，提高系统的抗冲击负荷能力;

(6) 适当提高 DO 浓度 (2.5 -4.0 mglL) ，改善 硝化效果;

(7) 待这部分污泥进入二沉池后，减少外回流量并增大剩余污泥排放量，将此部分污泥尽快进行无害化处理;

(8) 若条件允许，可以分别测定污泥呼吸指数 及硝化速率，协助超标原因的判断;

(9) 加大取样化验分析频次，检验所采取的应 急措施对出水水质的改善效果，否则应更换其他方法或多种方法联用，尽量缩短处理系统的恢复时间。

我国火电厂用煤受我国煤炭资源和燃料供应政策的制约，燃煤的品质通常较差，燃煤的灰分、硫分等有害杂质含量普遍较高。因此在使用 SCR催化剂时燃料中的碱金属、碱土金属、砷，以及燃烧后产生的水蒸气、飞灰、硫及硫铵等都对催化剂的使用造成影响，这些成分通过扩散进入催化剂的活性点，占据着催化剂活性点位，催化剂将逐渐被钝化，催化剂的活性随着运行时间的推移而降低，NOx还原效率下降，氨耗量增加，氨逃逸量增加，SCR系统运行成本将因有害元素的影响而上升。

1 碱金属的影响

碱金属与催化剂表面接触，会使催化剂活性降低 。碱金属在催化剂上沉积导致催化剂表面酸性大大降低，相同摩尔浓度的 K 与 Na 相比，K 中和效果更强。K 优先配位到或者上的 OH 根上，K20与反应生成，K 干扰了氨活性中间物种 NH4+的形成，从而导致催化剂的钝化。避免催化剂表面水蒸气的凝结，可降低因碱金属在催化剂表面积聚对催化剂活性的影响。

2 碱土金属的影响

碱土金属使催化剂中毒主要是飞灰中游离的CaO与催化剂表面吸附的反应生成而产生的，引起催化剂表面结垢，会将催化剂表面遮蔽，从而阻止了反应物向催化剂内扩散。通过适当增加吹灰频率，可降低飞灰在催化剂上的沉积量，降低 CaO 在催化剂表面的沉积量是减缓催化剂中毒的有效手段

3 砷的影响

砷（As）来源于煤，在烟气中以挥发性的形式存在分散到催化剂中并固化在活性、非活性区域，同时也会吸附在飞灰颗粒上（以氧化物的形式）。在砷中毒的过程中将使反应气体在催化剂内的扩散受到限制，且通道遭到破坏。催化剂发生 As中毒，特别是在液态排渣炉和飞灰再循环的过程中，会导致循环过程中砷的富集。以氧化物为形式的砷为例，它的中毒影响归结于它的碱性。导致 OH 根被 As-OH（分布于表面的砷酸盐）所取代。催化剂砷中毒后，氨不易吸附到中毒的催化剂活性点上，从而导致催化剂活性的降低。

在使用过程中可使催化剂表面对砷不具有活性，通过对催化剂表面的酸性控制，达到吸附保护的目的，使得催化剂表面不吸附氧化砷；另一种方法是改进活性位，通过高温煅烧获得稳定的催化剂表面，主要采用钒和钼的混合氧化物形式，使As吸附的位置不影响SCR的活性位。

4 水蒸气的影响

对于大多数运行中的烟气 SCR脱硝装置中，都应避免水蒸气的凝结。凝结在催化剂上的水会将飞灰中的有毒物（碱金属，钙，镁）转移到催化剂上，从而导致催化剂失活。另外会使飞灰硬化并阻塞催化剂，使吹灰装置的性能下降。燃油锅炉中毒的危险较大，主要是由于水溶性碱金属含量较高。如果锅炉燃用生物质燃料，中毒现象会变得严重，这是因为这些燃料中水溶性的K含量较高。

5 飞灰的影响

飞灰是造成催化剂堵塞的一个主要原因，飞灰小颗粒沉积在催化剂孔隙中，阻碍 NOx、 和到达催化剂表面，从而引起催化剂失活。同时飞灰还容易造成催化剂的磨损。降低催化剂堵塞和磨损的措施主要有：

1）利用 CFD 计算机数值模拟和物理模型试验，优化流场设计，来调节 SCR反应器内的气流分布，避免出现烟气流动低速区或死角。

2）在各层催化剂上方安装吹灰器，对催化剂进行定期吹扫。

3）选用合适的催化剂内的烟气速度，在保证较小烟气阻力和低磨蚀的情况下，又能有效地利用烟气的流动避免堵灰。

4）对催化剂采用顶端硬化技术，改善催化剂磨损。

6 硫及硫铵盐的影响

硫及硫铵盐是造成催化剂堵塞的另一个主要原因。是 SCR催化剂主要活性成分，但也同时促进了氧化成。而系统喷出的在 250℃以下很容易与形成硫铵盐，硫铵盐不仅会堵塞催化剂孔道及微孔，而且会造成下游换热设备的粘污。

7 烧结现象

当温度上升至 450℃时，会发生催化剂的烧结现象，从而导致催化剂失活。因而我们在设计 SCR反应时合理的选择反应的温度区间，通常反应的最佳温度在 360℃。

8 小结

（1）目前工程中应用最多的 SCR催化剂主要成份为、 、、等氧化物组成。

（2）在 SCR的应用过程中，由于碱性金属影响、碱土金属影响、砷中毒、硫及硫铵影响、烧结等因素都会造成催化剂钝化，需要采取相应的措施加以预防。

（3）催化剂研究方向应符合国内工程需要，着重在设计并制备高活性的催化剂上，改进催化剂的组成，提高活性，降低成本，提高催化剂寿命。

（4）催化剂在实际工程应用中，要通过合理的流场设计 ，防止飞灰的沉积，定期对催化剂进行吹扫；控制好温度，防止催化剂烧结；催化剂停用时要对催化剂进行保护。

烟气脱硝技术是一种新型的锅炉脱硝改造技术，在燃煤电站氮氧化物处理中有着十分广泛的应用。本文就针对烟气脱硝系统的运行方式及控制进行研究与分析。

1.引言

烟气脱硝技术是目前燃煤电厂广泛应用的NOx脱除技术。随着环保标准的进一步提高，燃煤电厂脱硝系统进行了超低排放改造，从而对烟气流场均勻性提出了更高的要求。一定的氨／氮摩尔比条件下，脱硝系统还原剂NH3与烟气的均勻混合是NOx高效脱除的保障。如果流场不均勻，容易导致未反应的逃逸氨増加，将引起催化剂腐蚀、空预器堵塞、锅炉效率降低等问题，严重时会影响整个机组安全稳定运行。

2.基础测试工作

烟气脱硝技改与其他项目的脱硝技改具有显著的差异，脱硝技改方案具有特殊性，一般要根据锅炉的实际情况进行方案的选择与确定，并深度关注锅炉与相关辅助设备的运行情况，尤其要重视技改前期的锅炉摸底。

脱硝技改的基础测试对于技改工作的进行有着重要的作用，基础测试主要是常规煤质下的相关参数，包括烟气含量、烟气所包含的成分、烟气系统所遭受的阻力，主要是检测烟气中氧、温度、压力等相关参数。

锅炉的摸底测试中必须在锅炉的满负荷情况下进行测试，主要是要测试烟气中氮氧化物的含量、浓度与温度等相关内容。有些摸底测试中也需要测试75%和50%负荷下的运行情况。基础测试中要根据设备运行的情况，科学设置测点，一般情况下，测点主要包括了省煤器出口、引风机进出口、脱硫系统进出口。

省煤器出口位置的烟气温度较高，由于该位置较为弯曲，导致在测试烟气含量时，结果与实际情况存在较大的偏差。因此，在此处，可以测试烟气的温度、压力等相关参数值。

引风机出口直流段分布好，烟气流动具有较好的稳定性，因此，在此处测试烟气含量的测试结果最好，误差较小，也可以通过其他参数的测试，经由一定的计算来得出省煤器出口位置的烟气含量。

脱硫系统进出口测试技术的发展较好，有些数据可以直接拿来使用。

3.整体改造方案

SCR脱硝系统中催化剂为核心设备，要将其布置于空间有限的锅炉尾部竖井烟道，催化剂的选型和布置为本项目设计的一大关键点。高温脱硝催化剂的运行温度区间为320℃～410℃，结合催化剂模块高度及上下安装检修空间，此处改造预留的脱硝空间最低不能小于3．6m，并且烟气流速需满足催化剂运行要求，催化剂孔内流速小于7m/s。

本项目锅炉烟气中含灰量较低，粉尘含量仅为20g/m3，因此可以考虑选用蜂窝式催化剂。考虑到原有锅炉机组结构紧凑，尾部竖井烟道没有预留安装脱硝催化剂的空间，因此设计过程中的另一大关键点就是锅炉尾部受热面的改造，在各负荷锅炉烟气参数不全的情况下，需为催化剂选择合适的温度区间，为催化剂腾出足够的安装检修空间，同时尽可能让SCＲ脱硝系统适应锅炉运行工况。

另外，锅炉受热面改造需保证不影响锅炉的热效率或将负面影响降至最低，受改造成本约束，改造范围也要尽量缩小，争取利旧原有设备。

4.联合脱硝技术的应用

4.1低温SCR脱硝技术

通常情况下，球团烟气排放的温度要控制在100℃~180℃之间，而在烧结烟气净化过程中使用的V-Ti催化剂的使用温度最低规定为280℃，如果使用脱硫+脱硝或者脱硝+脱硫的联合净化技术，就需要对烧结烟气进行加热处理，才能够使用催化剂。

但是对烧结烟气加热处理的成本比较高。为了解决低温脱硝的问题，使用低温SCR催化剂对其进行处理。目前开发出来的低温催化剂能够适应130℃~260℃的温度。但是对进入SCR反应器内的烧结烟气组成成分要求比较严格。

例如，必须保证二氧化硫的浓度低于10ppm，并且要确保进入SCR反应器内的烟气水分含量比较低。而在当前的脱硫工艺使用过程中，因为进入SCR反应器内的烟气内二氧化硫已经基本脱除，能够满足二氧化硫浓度低于10ppm的要求，但是脱硫过后的烟气水分含量比较高，这样也会对低温催化剂的效果产生一定影响。

而烟气在进行脱硝过程中，需要加入NH3，其会与进入SCR反应器内二氧化硫反应产生硫酸氨。因此在使用SCR处理技术时，将低温SCR脱硝放在石灰石膏湿法脱硫之前，烟气温度和湿度都能达到低温SCR脱硝技术要求。

并且湿法脱硫对球团烟气内的氮氧化物浓度影响比较小。烟气经过脱硫吸收塔处理后，基本能够去除95%以上的二氧化硫，经过湿法脱硫后的烟气湿度较大，后续再加湿电除尘去除烟气里面的水分、粉尘，烟气达标排放。

4.2 CuO吸附法

这一方式在进行脱硫脱硝处理中主要是利用CuO/Al2O3或CuO/SiO2作吸附剂（其中的CuO含量在4%～6%之间），整个反应包含：第一，在吸附器之中，处于300-450℃的温度条件时，SO2与吸附剂相互反应，会形成CuSO4，满足脱硫的要求；在进行脱硝的时候，则是因为CuO与生成的CuSO4针对NH3所还原的NOx本身带有较高的催化作用，并且与SCR法相互结合，实现脱硝处理。

第二，再生器之中利用H2或CH4还原，在还原之后，Cu或Cu2O在吸附剂处理器之中主要是通过空气氧化或烟气氧化形成CuO，也可以重复使用。该方式主要是在吸附温度达到750℃时达到超过90%的脱硫脱硝效果，不会出现新的废弃物，没有二次污染，能达到99.9%的除尘率。但反应的温度偏高，需要为装置加热，并且吸附剂的制备成本也较高。

4.3湿式同时脱硫脱硝技术的分析

湿式同时脱硫脱硝技术在国际上有两种高效的方法，一种是WSA-SNOx方法，另一种则是氯酸氧化法。其中WSA-SNOx方法的工作原理必须通过一种SCR反应器，而烟气中的氮氧化物在受到催化剂的作用立即转化成了氮气，催化剂还会使二氧化硫变成三氧化硫。

而后冷凝器装着转化物在等待凝结，只要混合一定量的水就形成硫酸。这种方法烟气中二氧化硫及氮氧化物的脱除率能达到90%以上，且效果比较理想。WSA-SNOx方法与传统的SCR脱硝工艺相比较，该方法同时脱硫脱硝的技术不仅比传统技术的脱硝效率更高，元素硫还可以得到高效的回收，并且该方法处理过程无废水产生。目前此项工艺已应用于部分商业运行中，项目有着广阔的前景。

5.结束语

总而言之，随着烟气排放问题的不断加剧，环保法律也变得越来越严格。所以现阶段应该考虑一些低成本、稳定运行、高效率的技术，这是技术发展的主要趋势。但是脱硫脱硝技术具有良好的灵活性和经济性，加上国外的研究还不够完善，所以我国还需要加大这一块的研究。

近年来，我国大气污染防治力度不断提升，污染物控制范围逐步扩大，从最早的传统煤烟型粗颗粒污染控制逐渐过渡为以细颗粒物、臭氧为特征的复合型污染控制。研究表明，挥发性有机物（VOCs）对城市区域臭氧生成至关重要，是导致灰霾天气和光化学烟雾的重要前体物之一。因此，VOCs治理从大气污染防治工作的“边缘”走向“中心”，成为重中之重。

1 罐区VOCs挥发现状及来源

2015年中国成品油表观消费量为3.18亿t，同比增长5.3%，按照我国成品油储运过程中油气挥发系数约为0.8%计算，我国每年的油气挥发损失约为25.44×106t，折合人民币约127.2亿元。由此可见，油气回收拥有巨大的经济价值和潜在市场。

罐区VOCs主要来自于储罐的大小呼吸、清罐排空、罐区工作损耗、动静密封和开口管线泄露、非正常工况损耗等。储罐作为罐区最主要的VOCs排放源之一，主要有固定顶储罐、内浮顶储罐和外浮顶储罐等。2015年4月份我国环保部出台了《石油化学工业污染物排放标准》（GB31571-2015）和《石油炼制工业污染物排放标准》（GB31570-2015）。

2 VOCs源头治理

2.1浮顶储罐源头治理

在《石化行业VOCs污染源排查工作指南》中浮顶储罐VOCs排放主要分为四部分：边缘密封损耗、浮盘附件损耗、挂壁损耗、浮盘接缝损耗。浮盘的选型和边缘密封均会显著影响储罐VOCs排放。浮盘一般分为浮筒式和浮箱式，由骨架、盖板、围板、量油导管护筒、防旋导管、自动通气孔、过渡护筒、浮力单元和密封装置等组成。

浮筒式各部分独立性较强，但浮盘下油气空间较大，降低了储罐利用率；浮箱式以箱体作为浮力单元和密封装置，从根本上消除了油气空间，阻绝气液传质现象，其损耗系数仅为浮筒式浮盘的1/6，且消除了浮力单元单一、粘结剂受浸润发生剥离的危险，但箱体为中空结构，箱体与箱体之间以连接板连接，整体强度与刚度、抗冲击力较弱，密封较差。

浮盘的边缘密封分为初级密封和二次密封。初级密封有泡沫馕式、液体镶嵌式、机械式和舌型密封四种。泡沫馕式密封将弹性泡沫装填在橡胶馕内，使橡胶囊充满环形间隙，从而达到密封效果，分为浸没式和非浸没式，其优点是工艺简单、成本低、适应性强、对储罐形变要求不高、不易卡盘；但安装复杂、不耐磨、易开裂，使用温度为-20℃~80℃，是应用较广的密封方式。

舌型密封属于弹性软密封，对材质要求高，工艺复杂，成本较高，但安装简便，密封效果较好，摩擦阻力也较小，对于要求高的场合，可以安装多层密封。对于大型浮顶储罐，为进一步减少油气挥发，会在初次密封上再加装一道密封装置，即二次密封。

2.2固定顶储罐源头治理

浮盘的边缘密封分为初级密封和二次密封。初级密封有泡沫馕式、液体镶嵌式、机械式和舌型密封四种。泡沫馕式密封将弹性泡沫装填在橡胶馕内，使橡胶囊充满环形间隙，从而达到密封效果，分为浸没式和非浸没式，其优点是工艺简单、成本低、适应性强、对储罐形变要求不高、不易卡盘；但安装复杂、不耐磨、易开裂，使用温度为-20℃~80℃，是应用较广的密封方式。

液体镶嵌式密封与泡沫馕式相比，可减少95%VOCs挥发量，但不耐高温、高寒，损坏后不易维修。机械式维护成本低、防火性好、能适应各种比重油品，但对储罐形变要求高、适应性差，目前已较少使用。舌型密封属于弹性软密封，对材质要求高，工艺复杂，成本较高，但安装简便，密封效果较好，摩擦阻力也较小，对于要求高的场合，可以安装多层密封。

对于大型浮顶储罐，为进一步减少油气挥发，会在初次密封上再加装一道密封装置，即二次密封。

在初、二次密封之间会形成一定的空间，储罐分类信息结构缺点顶部结构与罐体采用焊接方式连接，顶部固定，分为拱顶罐和锥顶罐挥发量大在固定顶罐的基础上罐内再加一个密封的平顶，一般与罐内液体相接触造价高，内浮盘检修不便，浮盘易出现运行故障，边缘密封腐蚀严重外浮顶是指随液位的升降而上下移动、没有与罐壁相焊的罐顶不能抵御风雪沙等环境破坏，油品易掺入杂质，损坏油品质量适用范围小容量，蒸气压较低的稳定重质油品、废油废液、高温产品大容量，储存成品油、蒸气压较高，挥发性较强的轻质油品，如汽油、石脑油、航空煤油和甲醇、芳烃类产品用作大型原油、重质油等高沸点常压油品储罐优点能抵御风雪沙等环境破坏，工艺简单，造价低挥发量最小，能抵御风雪沙等环境破坏，防止空气氧化，保证油品质量，降低燃爆风险，不留气体空间，减少罐壁腐蚀，无需日常维护节省空间，无气体空间，较之固定顶罐挥发量减少约80%，降低燃爆风险名称固定顶储罐内浮顶储罐外浮顶储罐挥发性有机液体储罐选型要求真实蒸气压储罐类型密封要求压力储罐/内浮顶罐液体镶嵌式机械式鞋型双封式外浮顶罐双封式，且初级密封为液体镶嵌式、机械式鞋型固定顶罐安装密闭排气系统和有机废气回收或处理装置P≥76.6kPa5.2kPa≤P<27.6kPa(V≥150m3)27.6kPa≤P<76.6kPa(V≥75m3)冯健飞等罐区油气挥发性有机物治理技术研究进展，有对储罐内壁要求不高、防腐层无损害、保护初次密封免受阳光、风、雨雪、沙石的破坏等优点。

但长期服役后，初次密封效果变差， VOCs逸散到初、二次密封之间，极易达到爆炸极限，而此处是雷击起火的主要部位，可用负压法和氮气法稀释。胡海燕等认为浮顶储罐的液下刮蜡器通过与浮顶进行可靠电气连接可以替代现有导电片，避免了储罐二次密封放电发生，大大降低浮顶储罐雷击火灾事故，且便于检测和维护，更安全可靠。

刘铁川等人提出了罐区可燃气体无线检测设备的应用，检测准确率达90%~95%，解决了储罐初、二次密封间油气监测的难题。

3 罐区VOCs末端治理技术

3.1低温冷凝技术

低温冷凝技术是通过采用降低系统温度或提高系统压力，使处于蒸气状态的污染物变为液相从废气中分离的方法，适用于高浓度的有机溶剂蒸气的净化。但完全依赖冷凝法去除有机废气耗能较高，处理污染物含量较低的废气经济性较差。

所以一般在有机废气治理中，通常采用冷凝和其他工艺联用的方式，首先用常温水或低温水对高浓度的废气首先进行冷凝回收，冷凝后的尾气再通过吸附等方式回收或焚烧生物等方式分解去除。这种综合了经济性和系统负荷的工艺组合具有较好的适用性。

3.2吸收法

吸收法是指用液体吸收剂来吸收VOCs的方法。常见的液体吸收剂有煤油、柴油、水等。吸收剂的性能和吸收设备的结构将会吸收VOCs的效率，因此对吸收剂的选择非常重要。一般要求液体本身无毒、稳定性强且VOCs在其中易溶，吸收设备要使吸收剂与气体有较大的接触面积，结构封闭，寿命长等。因为要对吸附剂进行后期处理，所以吸收法容易产生二次污染。

3.3吸附法

吸附法是利用气体混合物中不同物质在吸附剂上的选择性不同，采用改变温度或压力的方式使污染物吸附在吸附剂上达到分离污染物的目的的方法。该法适用于质量浓度为500～10000mg/m3的大流量，并且具有一定回收价值的VOCs。

吸附法工艺流程：

当废气污染物经过床层时，VOCs快速被吸附材料吸附，使废气中大部分VOCs得以消除，而后排入大气。

采用活性炭作为吸附剂的成本较低，且氧化处理后的活性炭对极性VOCs表现出良好的去除效果。吸附法的处理效果主要取决于吸附剂的性质，VOCs的种类、浓度以及吸附系统的操作压力、温度、湿度等。

当工作环境中湿度较大时，活性炭对VOCs的吸附能力明显下降。因此，吸附法适用于处理中低浓度、有回收价值的VOCs，同时具有能耗低、净化效率高等优势；但该法对工作环境要求较为苛刻，且吸附剂只改变了污染物的存在形式而并未完全去除，以及吸附剂容易中毒，中毒后需要对吸附剂进行定期更换和再生，从而增加了运行成本。

改进吸附法的关键在于降低成本及减少二次污染。延长吸附剂的使用寿命是降低吸附法成本的重中之重。将使用后的吸附剂再生可解决此问题。

吸附剂使用过程中会同时吸收大量水分，严重影响其吸附能力，因此在吸附工艺前增加脱水装置也是延长吸附剂使用寿命的方法。二次污染问题则可采用在吸附法后连接催化燃烧等深度处理工艺的方式来解决。

3.4膜分离法

膜分离法适用于有机溶剂的吸收，是利用不同的气体分子通过高分子膜溶解扩散速率的不同来达到分离的目的。根据工作原理的不同可大致分为蒸汽渗透、膜基吸收和气体膜分离等。其中，蒸汽渗透是冷却的有机物蒸汽直接通过膜来进行分离，有机物的化学结构并不会遭到破坏。

膜基吸收是指气液两相分别在膜的两侧，液相通常使用对有机废气具有吸收效果的溶剂，强化了膜分离的效果。气体膜分离是利用压差的推动，使有机废气更快地通过膜单元进行分离。Majumdar等采用两种不同的膜分离VOCs，都具有良好的处理效果。

该技术从20世纪70年代开始发展，90年代末于日本首次实际工业应用，用于汽油的回收，随着技术的发展，还用于石油化工行业中乙烷、二氯甲烷、甲苯等有机物的分离回收。该法适用于VOCs浓度较高的废气处理，多用于VOCs体积分数超过0.1%以上的废气处理，也常与其他技术联合使用。

采用膜分离法回收处理废气中的VOCs，具有流程简单、回收效率高、能耗较低及无二次污染物等特点。但在膜处理过程中，由于膜使用寿命较短，而且相对处理量较小，所以在成本方面仍存在不可忽略的缺陷。在处理过程中，由于膜两侧压力差较大，因此，研发耐受性强的膜是膜分离法进一步发展的核心问题，而且方便清洗也是优质膜不可或缺的特性。

结束语

罐区VOCs的治理工作应从源头、过程和末端同步展开，以源头治理为主，最大限度的削减VOCs的排放，做好LDAR工作，及时发现并解决泄露问题，设计完善油品储运的全封闭系统。

根据《固体废物污染环境防治法》，危险废物是指列入国家危险废物名录或者根据国家规定的危险废物鉴别标准和鉴别方法认定的具有危险特性的固体废物。

危险废物鉴别体系直接关系到摸清危险废物底数、提高危险废物利用处置设施使用效能、降低危险废物环境风险以及保障司法执行力等诸多危险废物管理工作的核心问题，是我国危险废物环境管理的基础，是加强危险废物污染防治工作的重要保障措施。为了进一步提高我国危险废物环境管理水平，如何健全我国危险废物鉴别体系，值得我们深入探讨。

一、我国危险废物鉴别体系基本情况

（一）发展过程

早在1998年，原国家环境保护总局联合原国家经贸委、原外经贸部、公安部颁布了我国第一部《名录》，这部《名录》基本参照《巴塞尔公约》进行编制，采用列举法列出危险废物。不过，由于对废物来源不明确、针对性不强、可操作性较差等问题，2003年起再度启动修订程序。

2008年，环保部联合国家发改委颁布2008年版《名录》，在1998年版的基础上，列入400种废物来源，但仍存在一些问题，比如对部分危险废物定义不准确、范围过大，新生产工艺或原料、新的固体废物或出现危险特性的变化等。

2013年12月，环保部委托中国环境科学研究院组织开展《名录》修订，并于2016年6月正式发布。修订内容主要包括：一是将前述研究课题中通过风险评价明确了对环境可能产生不良影响的固体废物补充进《名录》，并删除了一部分重复、不存在等不合理的固体废物种类。

二是将部分大类做了调整，如将原有的“HW06有机溶剂废物”、“HW41废卤化有机溶剂”和“HW42废有机溶剂”三大类调整合并成现有的“HW06废有机溶剂与含有机溶剂废物”；原有的“HW43含多氯苯并呋喃类废物”、“HW44含多氯苯并二恶英类废物”，由于分类不合理而且废物针对性不强，将其删除；增加了“HW50废催化剂”一大类。三是增加了《危险废物豁免管理清单》。

（二）我国危险废物鉴别的方法

目前，我国危险废物的鉴别方法有三种，第一种是名录法，即根据名录查阅待判定的固体废物是否列入在名录中，如果名录中已经列入则可判定其为危险废物，但不能就未列入名录的判定其不是危险废物。

第二种是检测法，对未列入名录的危险废物进行检测，结果高于鉴别标准则可以判定是危险废物，低于标准的不一定是危险废物。前两种鉴别都属于肯定性单项判别，鉴别方法是结果的充分非必要条件。

第三种是专家判定法，前两种都无法判定的由国家级别部门组织专家认定其是否是危险废物，鉴别方法是结果的充分必要条件。三种危险废物的判别方法相互补充，共同组成了我国危险废物的鉴别体系。

（三）我国危险废物鉴别的程序

根据《危险废物鉴别标准通则》，我国固体废物危险特性鉴别程序见图1

二、国外危险废物鉴别体系的经验

（一）美国：美国采取“名录”与“特性鉴别标准”相结合的方法对废物是否属于危险废物进行认定。

（二）欧盟：欧盟也是采取危险废物名录与危险特性鉴别标准相结合的方法，对废物是否属于危险废物进行认定。

（三）日本：日本的危险废物名录根据废物来源分为“特别管理产业废弃物”和“特别管理一般废弃物”。日本危险废物的分类较为明确，并且与废物鉴别标准紧密结合。

三、我国危险废物鉴别工作存在的主要问题

我国是一个发展中的国家，随着经济的高速发展，危险废物产生量不断增加，种类繁多、性质复杂、源头广泛，管理难度极大；我国化工、炼油、采矿、医药、金属制品等行业每年会产生数千万吨危废，按规定须交予有资质的环保企业处理，具备处置资质企业少，处理费用昂贵，处理成本平均每吨7000元左右，一些违法企业受利益驱使铤而走险进行非法转移和倾倒，近年来全国各地非法倾倒危废案件频频发生。

无论是在危险废物的日常管理还是突发应急处置及司法审理的过程中，危险废物的鉴别技术都是不可或缺的技术支撑和关键环节。但是，目前仍然存在不少亟待解决的问题。

（一）危险废物鉴别缺少统一管理。

目前，全国普遍没有明确负责组织危险废物鉴别的机构以及鉴别程序等事宜，导致废物产生单位不知道去哪里进行危险废物鉴别，鉴别的程序是什么，哪些实验室可以开展危险废物鉴别测试，什么样的鉴别结果符合环保部门的要求。新版《国家危险废物名录》第八条规定：“对于不明确是否具有危险特性的固体废物，应当按照国家规定的危险废物鉴别标准和方法予以认定，经鉴别具有危险特性的，属于危险废物，应当根据其主要有害成份和危险特性确定所属危险废物。”但是，这些规定并没有明确应该由哪一级环保部门来组织鉴别、鉴别结果由哪一级环保部门进行认定。

（二）危险废物鉴别和检测秩序混乱。

随着危险废物鉴别和检测需求的增加，部分社会第三方检测机构介入危险废物鉴别和检测市场，在一定程度上影响了鉴别结果的可靠性和真实性。主要表现为：一是非正规检测机构技术人员的采样和分析等专业水平不高、分析测试设备简易，出具的鉴别结果可信度低；二是在经济利益的驱使下，少数检测机构为迎合部分企业减小废物处置成本的需求，将危险废物定性为一般工业固体废物。

（三）检测能力不强。

危险废物特性鉴别专业性较强，目前我国无专门从事危险废物鉴别实验的机构和分析技术人员，在实践中缺乏采样和分析测试经验，尤其难以保证采样时的代表性。

目前，从事危险废物鉴定的机构全部都是各地环境监测站、科研院所或个别社会环境监测企业，实验室的检测能力参差不齐，只是具有部分项目的检测资质，无太多相关经验，同时缺乏相应的培训、交流，基本上都是对着技术规范操作，工作效率、质量多数不高。

特别是“两高”司法解析实施以后，由于该类鉴定往往涉及司法程序，对鉴定技术的要求更加高，各地鉴定机构工作积极性更是大打折扣，大都不愿接手危险废物鉴定的相关工作。随着国家和地方政府越来越重视环保工作，环保工作面临的压力和挑战也越大，环保部门监测机构作为环保工作的重要部门其日常工作已是相当繁重，按目前的能力的确是难以承担所有的固体废物危险特性检测工作。

（四）危险特性检测部分程序的操作性不强。

一是最小份样数难确定，危险废物技术规范中规定采集的最小份样数根据废物总量确定，而现实情况是非法倾倒的危险废物多在荒郊野外的沟渠、废水塘、矿坑、滩涂、山坳等不规则、坑坑洼洼，而且深浅不一地方，常常混着水、砂石、泥土、草垛、木头、生活垃圾等物体，由此往往无法判断其总量，继而无法确定其最小份样数。

二是采样工作难度大、耗时长，按危险废物技术规范中规定需实施分层采样，其做法是将存放地按网格划分，再按随机数表法随机分层采样，如果遇到堆放面积较大时，则无法采集其中心部分的网格样品，而从近年发生的非法倾倒事件来看，倾倒存放面积大都超过500平方米，甚至几千平方米，而且现场环境复杂，这就造成采样人员束手无策。

三是检测时间过长，例如按照浸出毒性的标准方法包括浸取8小时，静置16小时，合计约需24小时进行样品前处理。实际执法和突发应急处置的工作中，对鉴别时效的要求非常高，而根据检测程序要求是无法满足其时效性的要求。

（五）危险废物的鉴定涉及的危害成分项目多，鉴定难度大。

非法倾倒的固体废物往往来源不明，成分复杂，在实际鉴定中需逐步对其危险特性进行逐项排查检测，其中，《危险废物鉴别标准－浸出毒性鉴别》（GB 5085.3—2007）鉴别项目有50项，危险废物鉴别标准 毒性物质含量鉴别（GB 5085.6— 2007）鉴别项目有274项，可见检测的工作量是相当巨大，一般的实验室不可能完成。

四、意见和建议：

目前，要健全我国危险废物鉴别体系，建议做好如下几点：

（一）建立大数据平台。环保主管部门在日常监管中加强对工业危险废物基础性数据的收集、分析与研究，并及时录入数据平台，系统内部实现数据共享，各地主管部门在掌握大量基础数据的情况下，对于工艺变动较大的情况，固体废物危险特性鉴别的可靠性得到切实的保障，同时鉴别能力也大大提高。

（二）加强技术研究，保证质量、提高效率。环保主管部门组织专家及一线技术骨干代表重新对废物危险特性分析方法、检测指标、样本数等鉴别体系进行基础性研究。有针对性地对各种方法、各环节提出质控要求。

研发快速检测仪器，对快速简易方法开展认证研究，形成危险废物快速检测初筛技术体系，宿短周期、提高效率，更好地为应急监测及处置提供技术支持，为司法机关审理案件提供有力的证据。

（三）建立完善的专家数据库。专家数据库至少应包括环保部门废物管理方面的专家、行业专家、分析检测单位的专家、环评编制的专家。在废物危险特性鉴别的过程中，专家可根据生产工艺、行业情况和检测分析数据等信息来确定废物的检测指标和样本数，并最终根据分析检测数据确定废物的属性。

（四）继续深入研究危险废物豁免体系。我国的危险废物名录缺乏一定的灵活性，一旦确定为危险废物名录，就需严格管理，这就出现有一些废物数量、含有的危险组分或浓度尚未达到需要严格管理的水平而被严格管理。

例如，作为含危害组分而表现有毒性或是急性危害性而列入名录的废物，并没有列出明确的鉴别浓度标准。因此不应止步于目前豁免管理清单，对于危险组分或浓度低的危险废物，经过鉴定机构出具的鉴定意见，同样实行豁免制度。

（五）严厉打击非法处置，同时切实降低危险废物处理费用。在环保部最新发布的《2016年全国大、中城市固体废物污染环境防治年报》（以下简称年报）中显示，全国危险废物经营单位核准经营规模达到5263万吨/年，实际处置量为426万吨。

从中可看出，我国目前危废处置规模较低。危废特性复杂，处理成本高。无论是储存还是运输都需要消耗比普通垃圾更多的时间、人力和其他资源成本，处置成本高昂，必然有人铤而走险。因为危险废物的非法处置对环境造成的破坏是极大的、难以修复的。各地政府在大力打击非法处置危险废物的同时，也要着重考虑如何进一步降低处置费用，引导企业合法处置，避免污染事故频发。

（六）健全鉴别机构。以环保部牵头，支持各省在现有的省级环境监测站成立省级危险废物鉴别中心实验室，负责对全省鉴别工作的技术指导和鉴别认定工作；再在省内建立几个区域鉴别实验室，每个区域实验室根据地区危险废物的特性结合自身的能力强化某个行业类别的危险废物鉴别工作，做到有分工、有侧重、有专长。

鼓励有能力的第三方社会机构开展危险废物的鉴别工作，同时针对存在弄虚作假行为的鉴别机构和检测机构，将其列入鉴别机构和检测机构黑名单，并且三年之内不得从事危险废物鉴别和检测相关工作；出现违法违纪行为的，依法追究其相关法律责任。

五、结语

近年来，危险废物非法转移和倾倒频发，非法利用处置危险废物活动猖獗，成为突发环境事件的重要诱因。健全危险废物鉴别体系，统一和规范危险废物鉴别管理工作，准确判定废物的危险特性，有助于督促相关企业严格落实各项危险废物法律制度，提高危险废物规范化管理水平，降低危险废物环境风险。危险废物鉴别结果已经成为部分环境污染刑事案件的重要评判依据。

上篇：市政污水处理

问题1：处理站运行正常，刚开始出水不好，呈棕黄色，但是厌氧出水很清，经过氧化沟就出水不好了。现在氧化沟初沉池出水还带泥，水还是呈棕黄色，不知道怎么办，曝气时，液面泡沫带少许绿色，现在就是想去除出水的色度？

回答：

（1）液面泡沫带点绿色，通常有厌氧部分处理的以及市政污水中可出现。

（2）活性污泥没有到达适当浓度，培菌阶段，都可出现出水带黄褐色的问题，因为活性污泥培菌尚未成熟，污泥活性高，成团絮凝不充分所致。

问题2：我厂是A2O工艺，设计能力2.5万，实际进水在2万左右，进水COD在300-500mg/L，偶尔会到600mg/L以上左右，但很少。进水氨氮在35-40mg/L左右，MLSS现在在8000mg/L，SV30在50，DO在3mg/L左右，现在出水COD在50-60mg/L之间，氨氮稳定在1mg/L，SS在8-10mg/L。以前我们这出水COD一直比较稳定达标，现在突然升高，不知道什么原因？

回答：通过SV30来判断下：

（1）上清液浑浊，特别是间隙水浑浊，需要考虑负荷突然增加所致（看进水是否COD也升高了来判断）同样也有可能是有难处理成分流入，配合显微镜看看原生动物是否有变少趋势来判断。

（2）上清液有较多颗粒，但是颗粒间水比较清澈，可能是污泥老化，出水颗粒多，颗粒释放的COD，可以通过出水滤纸过滤后测测COD是否比未过滤的要低。根据以上调查，确定原因后，再讨论对策。

问题3：初沉+水解+生物选择+CASS,进水COD=600mg/L，SS=1000mg/L，BOD=100mg/L，经初沉后SS为600mg/L左右，现污泥浓度控制在MLSS=5000mg/L。MLSS约2500mg/L，日进水量为20000吨，池容15000立方米，现在的出水COD在70mg/L左右，请问污泥浓度MLSS是否太高，多少较为合适？是否应该缩短泥龄？

回答：

（1）活性污泥浓度控制高的优点：抗冲击负荷强缺点：需要高曝气维持；活性污泥容易老化，出水SS上升。

（2）既然出水合格，可以适当调整活性污泥浓度降低，根据处理效率，判断最少能够降到多少的活性污泥浓度。

问题4：我污水厂主要处理生活污水，进水浓度很低，采用A2/O工艺，SV30是9%左右，但污泥在二沉池沉淀效果较差。加了PAM后，沉淀效果很好，请问是什么原因？

回答：污泥负荷低，污泥容易老化，所以悬浮颗粒多，添加阳性PAM，可以使游离和松散的菌胶团絮凝，故发生所说的现象。

问题5：12000方/天生活污水，采用两级A/O+BAF工艺，填料挂膜方式，进水COD160-220mg/L，氨氮28-40mg/L，总磷2-4mg/L。项目从2015年3月进场调试，第一步，接种污泥闷曝，第二步间断进水挂膜，第三步，控制参数驯化污泥。前期进展很顺利，挂膜长势很好，但是氨氮去除率较低。5.1节期间，氨氮去除很好，降到了1左右，但是只维持了两个星期，氨氮又升到十几。加大曝气量，减少进水氨氮去除在短时间内，效果很明显。很快会反弹。试分析原因。

回答：分析所存在问题的主要原因是生物量远不够去除氨氮，针对这一情况，从二沉池回流污泥到前端解决生物量的问题，同时向系统内投放了部分新鲜污泥，增加外回流。

问题6：生活污水，采用的是MBR一体化设备，进水COD280mg/L，氨氮55mg/L，出水COD10mg/L以内，氨氮48mg/L，原设计进水氨氮是25mg/L，出现问题后，测了pH7-8左右，总碱度进水500，缺氧池450mg/L，膜池400mg/L，缺氧池停留时间3.2h，膜池2.3h，进水暂时控制在每小时15方左右的，DO控制在3mg/L左右，是不是好氧时间太短了？硝化没产生作用；还是硝化菌压根儿就没长，好氧菌占优势，该怎么调整呢？

回答：停留时间确实太短，建议把缺氧池当好氧池用，估计会好点。另外，可以适当提高污泥浓度。

由于停留时间短，硝化反应滞后，可闷爆，待氨氮降低后，少量进水，慢慢驯化。

问题7：城市生活污水的含盐量一般是多少，以电导率来表示，电导率达到多少会对活性污泥系统造成影响，如电导率在10000us/cm。

回答：没法准确换算，最准确是实验室做，可用便携式仪器估测一下。通常电导率是含盐量的1.5－2倍。与水中的盐的成分有关。以此估算该含盐量在6000－7000mg/L，该废水含盐量不是太高，污泥比较容易驯化。

问题8：广东某市政污水处理厂，出水按GB18918-2002一级B标排放。设计进水水质：COD<280mg/L，BOD<140mg/L，TN<40mg/L，TP<6mg/L，氨氮<30mg/L，设计水量35000吨/d。目前我厂的实际进水水质为：

COD<180mg/L、一般为70~150mg/L，BOD<60mg/L、一般为20~30mg/L左右，TN约等于25mg/L，TP约为2.5~5mg/L，氨氮<20mg/L。卡鲁赛尔2000氧化沟工艺，采用安徽国帧环保的倒伞型表曝机四台（75kw，其中2台变频），MLSS在3000mg/L左右。现在当进水COD在120mg/L以上的时候，四台表曝机全开起来，氧化沟中的DO却很难提升上去，基本上都在1.5mg/L以下再也提升不了。二沉池局部会出现雪花状的污泥往上浮，出水TP不达标，经常在2lmg/L左右，TN有时候也超过20mg/L。我们还在氧化沟的出水端加8%的PAC溶液进行化学除磷，但是出水TP还是很难降到1mg/L。请问按照国帧的倒伞型表曝机充氧效率和我厂的进水水质，为什么DO会出现上不去的情况呢？有什么比较好的建议和措施呢？

回答：

（1）DO除了和微生物浓度有关外，还与进水流速或者说流量有关，所以进水流量的或者回流也很大的情况下，可能导致DO上不去，当然也有可能是你检测不准确。

（2）进水有机物浓度过低，而活性污泥的浓度相对过高，会导致排泥显著减低，其结果是TP无法有效依靠排泥加以去除。

（3）氨氮在氧化沟工艺中也是可以通过反硝化去除的，但是进水有机物浓度低，导致反硝化去除不彻底。尽管不彻底，毕竟还是有去除效果的，所以去除效果比TP的效果要好。

（4）可以通过排泥（循序渐进地排泥，不要短时间内排泥过多）逐渐改善系统运行环境，看看是否可以提高氨氮的去除效果。

然而，生物脱氮除磷的过程中涉及硝化、反硝化、摄磷和释磷等多个生化过程，而每个过程对微生物组成、基质类型及环境条件的要求存在许多差异。

在传统A2O工艺的单泥系统中高效地完成脱氮和除磷两个过程，就会发生各种矛盾冲突，比如泥龄的矛盾、碳源竞争、硝酸盐及溶解氧（DO）残余干扰等。

传统A2O工艺存在的矛盾

01污泥龄矛盾

传统A2O工艺属于单泥系统，聚磷菌（PAOs）、反硝化菌和硝化菌等功能微生物混合生长于同一系统中，而各类微生物实现其功能最大化所需的泥龄不同：

1）自养硝化菌与普通异养好氧菌和反硝化菌相比，硝化菌的世代周期较长，欲使其成为优势菌群，需控制系统在长泥龄状态下运行。冬季系统具有良好硝化效果时的污泥龄（SRT）需控制在30d以上；即使夏季，若SRT＜5d，系统的硝化效果将显得极其微弱。

2）PAOs属短世代周期微生物，甚至其最大世代周期（Gmax）都小于硝化菌的最小世代周期（Gmin）。

从生物除磷角度分析富磷污泥的排放是实现系统磷减量化的唯一渠道。

若排泥不及时，一方面会因PAOs的内源呼吸使胞内糖原（Glycogen）消耗殆尽，进而影响厌氧区乙酸盐的吸收及聚-β-羟基烷酸（PHAs）的贮存，系统除磷率下降，严重时甚至造成富磷污泥磷的二次释放；另一方面，SRT也影响到系统内PAOs和聚糖菌（GAOs）的优势生长。

在30℃的长泥龄（SRT≈10d）厌氧环境中，GAOs对乙酸盐的吸收速率高于PAOs，使其在系统中占主导地位，影响PAOs释磷行为的充分发挥。

02碳源竞争及硝酸盐和DO残余干扰

在传统A2O脱氮除磷系统中，碳源主要消耗于释磷、反硝化和异养菌的正常代谢等方面，其中释磷和反硝化速率与进水碳源中易降解部分的含量有很大关系。一般而言，要同时完成脱氮和除磷两个过程，进水的碳氮比（BOD5/ρ(TN)）＞4～5，碳磷比（BOD5/ρ(TP)）＞20～30。

当碳源含量低于此时，因前端厌氧区PAOs吸收进水中挥发性脂肪酸（VFAs）及醇类等易降解发酵产物完成其细胞内PHAs的合成，使得后续缺氧区没有足够的优质碳源而抑制反硝化潜力的充分发挥，降低了系统对TN的脱除效率。

反硝化菌以内碳源和甲醇或VFAs类为碳源时的反硝化速率分别为17～48、120～900mg/(g˙d)。因反硝化不彻底而残余的硝酸盐随外回流污泥进入厌氧区，反硝化菌将优先于PAOs利用环境中的有机物进行反硝化脱氮，干扰厌氧释磷的正常进行，最终影响系统对磷的高效去除。

一般，当厌氧区的NO3-N的质量浓度＞1.0mg/L时，会对PAOs释磷产生抑制，当其达到3～4mg/L时，PAOs的释磷行为几乎完全被抑制，释磷（PO43--P）速率降至2.4mg/(g˙d)。

按照回流位置的不同，溶解氧（DO）残余干扰主要包括：

1）从分子态氧（O2）和硝酸盐（NO3-N）作为电子受体的氧化产能数据分析，以O2作为电子受体的产能约为NO3-N的1.5倍，因此当系统中同时存在O2和NO3-N时，反硝化菌及普通异养菌将优先以O2为电子受体进行产能代谢。

2）氧的存在破坏了PAOs释磷所需的“厌氧压抑”环境，致使厌氧菌以O2为终电子受体而抑制其发酵产酸作用，妨碍磷的正常释放，同时也将导致好氧异养菌与PAOs进行碳源竞争。

一般厌氧区的DO的质量浓度应严格控制在0.2mg/L以下。从某种意义上来说硝酸盐及DO残余干扰释磷或反硝化过程归根还是功能菌对碳源的竞争问题。

传统A2O工艺改进策略分析

01基于SRT矛盾的复合式

A2O工艺在传统A2O工艺的好氧区投加浮动载体填料，使载体表面附着生长自养硝化菌，而PAOs和反硝化菌则处于悬浮生长状态，这样附着态的自养硝化菌的SRT相对独立，其硝化速率受短SRT排泥的影响较小，甚至在一定程度上得到强化。

悬浮污泥SRT、填料投配比及投配位置的选择不仅要考虑硝化的增强程度，还要考虑悬浮态污泥含量降低对系统反硝化和除磷的负面影响。

载体填料的投配并不意味可大幅度增加系统排泥量，缩短悬浮污泥SRT以提高系统除磷效率；相反，SRT的缩短可能降低悬浮态污泥（MLSS）含量，从而影响系统的反硝化效果，甚至造成除磷效果恶化。

有研究表明，当悬浮污泥SRT控制为5d时，复合式A2O工艺的硝化效果与传统A2O工艺相比，两者的硝化效果无明显差异，复合式A2O工艺的载体填料不能完全独立地发挥其硝化性能；若再降低悬浮污泥SRT则因系统悬浮污泥含量的降低致使硝酸盐积累，影响厌氧磷的正常释放。

02基于“碳源竞争”角度的工艺

解决传统A2O工艺碳源竞争及其硝酸盐和DO残余干扰释磷或反硝化的问题，主要集中在3方面：

针对碳源竞争采取的解决策略，如补充外碳源、反硝化和释磷重新分配碳源（如倒置A2O工艺）等；

解决硝酸盐干扰释磷提出的工艺改革，如JHB、UCT、MUCT等工艺；

针对DO残余干扰释磷、反硝化的问题，可在好氧区末端增设适当容积的“非曝气区”。

1、补充外碳源

补充外碳源是在不改变原有工艺池体结构及各功能区顺序的情况下，针对短期内因水质波动引起碳源不足而提出的应急措施。一般供选择的碳源可分为2类：

1）甲醇、乙醇、葡萄糖和乙酸钠等有机化合物；

2）可替代有机碳源，如厌氧消化污泥上清液、木屑、牲畜或家禽粪便及含高碳源的工业废水等。相对糖类、纤维素等高碳物质而言，因微生物以低分子碳水化合物（如，甲醇、乙酸钠等）为碳源进行合成代谢时所需能量较大，使其更倾向于利用此类碳源进行分解代谢，如反硝化等。

任何外碳源的投加都要使系统经历一定的适应期，方可达到预期的效果。

针对要解决的矛盾主体选择合适的碳源投加点对系统的稳定运行和节能降耗至关重要。一般在厌氧区投加外碳源不仅能改善系统除磷效果，而且可增强系统的反硝化潜能；但是若反硝化碳源严重不足致使系统TN脱除欠佳时，应优先考虑向缺氧区投加。

2、倒置A2O工艺及其改良工艺

传统A2O工艺以牺牲系统的反硝化速率为前提，优先考虑释磷对碳源的需求，而将厌氧区置于工艺前端，缺氧区后置，忽视了释磷本身并非除磷工艺的目的所在。

从除磷角度分析可知，倒置A2O工艺还具有2个优势：

“饥饿效应”。PAOs厌氧释磷后直接进入生化效率较高的好氧环境，其在厌氧条件下形成的摄磷驱动力可以得到充分地利用。

“群体效应”。允许所有参与回流的污泥经历完整的释磷、摄磷过程。然而有研究者认为，倒置A2O工艺的布置形式。

3、JHB、UCT及改良UCT工艺

与分点进水倒置A2O工艺相比，JHB（亦称A+A2O工艺）和UCT工艺的设计初衷是通过改变外回流位点以解决硝酸盐、DO残余干扰释磷。

JHB工艺中的氮素的脱除主要发生在污泥反硝化区和缺氧区，且两者的脱除量相当，污泥反硝化区的设置改变了氮素在各功能区的分配比例，使厌氧区能够更好地专注于释磷。

与倒置A2O工艺相同，对于低C/N进水而言，JHB工艺污泥反硝化区的设置可能会引起后续各功能区的碳源不足，为此也有必要采用分点进水方式。

与倒置A2O工艺不同，UCT工艺是在不改变传统A2O工艺各功能区空间位置的情况下，污泥先回流至缺氧区，使其经历反硝化脱氮后，再通过缺氧区的混合液回流至厌氧区，避免了回流污泥中硝酸盐、DO对厌氧释磷的干扰。

在进水C/N适中的情况下，缺氧区的反硝化作用可使回流至厌氧区的混合液中硝酸盐的含量接近于0；而当进水C/N较低时，UCT工艺中的缺氧区可能无法实现氮的完全脱除，仍有部分硝酸盐进入厌氧区，因此又产生了改良UCT工艺（MUCT）。

与UCT工艺相比，MUCT将传统A2O工艺中的缺氧区分隔为2个独立区域，前缺氧区接受来自二沉池的回流污泥，后缺氧区接受好氧区的硝化液，从而使外回流污泥的反硝化与内回流硝化液的反硝化完全分离，进一步减少了硝酸盐对厌氧释磷的影响。

无论UCT还是MUCT，回流系统的改变强化了厌氧、缺氧的交替环境，使其与JHB一样，缺氧区容易富集反硝化PAOs，实现同步脱氮除磷。

03兼顾SRT矛盾及“碳源竞争”工艺

1、新型双污泥脱氮除磷工艺

新型双污泥脱氮除磷工艺（PASF）工艺也可谓是传统A2O与曝气生物滤池（BAF）的组合工艺，是以分相培养为基础的双泥系统，能更好地满足各功能微生物对环境、营养物质及生存空间的最佳需求。

在工艺设计及运行过程中，通过缩短前端A2O工艺好氧区的HRT，将硝化过程从中分离而顺序“嫁接”于二沉池后端的BAF。

对于PAOs的厌氧释磷而言，因前端的污泥单元不承担硝化功能，在理想条件下外回流污泥中不含有硝酸盐，为PAOs释磷创造了良好的“压抑”环境，使其优先利用原水中的VFAs类物质合成PHAs并释放磷；

再者，也因长SRT硝化菌以生物膜形式固着生长在填料表面而短SRT的PAOs和反硝化菌呈悬浮态生长在前端的污泥单元，实现了硝化菌与反硝化菌、PAOs等功能微生物的SRT分离，缓解了SRT矛盾。

决定缺氧区反硝化效果的因素主要有2个：进入缺氧区的优质碳源（VFAs和PHAs）含量及来自BAF的内回流硝化液中的硝酸盐含量。

当进水C/N较高时，硝酸盐成为反硝化的限制因子，随着内回流比的增大缺氧区异养反硝化效果也相应提高，但升高幅度却呈递减趋势；

而当进水C/N较低时，因碳源成为反硝化的限制因子，根据异养反硝化菌和反硝化PAOs对电子受体的竞争机制，适当提高内回流硝酸盐负荷的方式刺激反硝化聚磷菌（DPAOs）的优势生长，使其以硝酸盐为电子受体，并以PHAs为电子供体进行同步反硝化脱氮除磷，实现“一碳两用”，同时可节省系统的能耗，减少污泥产量。

2、双循环两相生物处理工艺

双循环两相生物处理工艺（BICT）是在序批式活性污泥法的基础上，增设独立的生物膜硝化反应器，使自养硝化菌与反硝化菌、PAOs等异养菌分相培养，以克服脱氮与除磷间的SRT矛盾及硝酸盐、DO干扰释磷而开发的污水处理新工艺，其主体单元由厌氧生物选择器、序批式悬浮污泥主反应器、生物膜硝化反应器组成。

该工艺正常运行时主要完成4个操作过程：

1）进水、曝气搅拌+污泥回流

原水与沉淀池的回流污泥在厌氧生物选择器内混合接触，借助高负荷梯度产生的“选择压力”筛选出具有良好絮凝性的细菌，并使PAOs厌氧释磷。此时，主反应器在曝气搅拌的作用下，完成COD的去除及PAOs的超量摄磷；

2）缺氧搅拌+硝化液回流

主反应器接受来自生物膜反应器的硝化液，在机械搅拌作用下，完成反硝化脱氮，同时被挤出的混合液进入沉淀池，经沉淀分离后上清液进入生物膜硝化反应器；

3）再曝气（可选做）

吹脱污泥中包裹的氮气以利于泥水分离，也可强化PAOs的好氧摄磷；

4）静止沉淀、滗水

静止沉淀的同时排出富磷污泥。此工艺独立硝化反应单元的设置消除了SRT与硝化的高度关联性，SRT不再是影响系统脱氮效率的限制因子。

3、BCFS工艺

BCFS工艺（BiologischeChemischeFosfaatStikstofverwijdering）可实现磷的完全去除和氮的最佳脱除。

与UCT工艺相比，BCFS工艺在主流线上增设2个反应区——接触区和混合区。

介于厌氧区与缺氧区之间的接触区相当于第2选择池，可以有效控制丝状菌的异常生长，防止污泥膨胀的发生；另外，也因回流污泥先回流于此进行反硝化脱氮反应，给PAOs厌氧释磷营造了良好的“压抑”环境。

介于缺氧区与好氧区之间的混合区相当于一个“机动单元”，可通过曝气系统的启闭灵活地控制其前端好氧区和后端缺氧区的氧化还原电位，也可在低C/N条件下诱导反硝化PAOs成为优势菌群而发挥同步脱氮除磷，实现“一碳两用”。

①在设计和运行中,保证污泥回流比为(60~100)%。

一般回流到厌氧段的污泥回流比为(10~20)%,其余的则回流到缺氧段。这样就减少了进入到厌氧段的硝酸盐和溶解氧量,最大限度地维持了其厌氧环境,同时又保证了所需的污泥浓度。

②原污水应能同时进入到厌氧段和缺氧段。

根据脱氮除磷生化反应对有机碳源的需要,通过闸门调节其进入厌氧段和缺氧段的污水流量。有关研究表明,如要获得较高的脱氮除磷效果,可按1/3污水流入缺氧段来设计。

③回流污泥的提升用潜污泵代替螺旋泵,同时回流污泥和污水进入厌氧段和缺氧段均采用淹没式入流,以减少复氧。

④厌氧段和缺氧段水下搅拌器的功率一般按3~5W/m3来设计。

过大则会在池内产生涡流,导致混合液溶解氧升高,影响脱氮除磷效果;但搅拌功率过小则混合液中的污泥可能沉积下来。

⑤取消消化池,将剩余污泥直接经浓缩压滤成泥饼后作肥料使用,这样避免了A2/O工艺高磷剩余污泥在消化过程中磷被重新释放和溶出,影响磷的去除效果。

⑥A2/O工艺的污泥龄取值应兼顾脱氮除磷二方面的要求,一般污泥龄为15~20d为宜。

⑦混合液回流比的取值应兼顾A2/O工艺脱氮率要求较高和降低运行费用二个方面

一般取(300~400)%为宜,此时脱氮率可达70%以上,运行费用也不会太高。如果将缺氧池和好氧池设计成同心圆式,外圆为环形好氧池,采用转刷曝气推流;同心圆的中间是圆形缺氧反硝化池,用潜水搅拌器搅拌推流。从厌氧段出来的混合液通过缺氧池圆形隔墙上的开口进入好氧段,而好氧段混合液则通过隔墙上的旋转门回流到缺氧段,混合液的回流量由控制旋转门的开启度来调节,使回流混合液不需用泵提升,大大节约了能耗,又保证了较高的脱氮率。我国昆明第二污水厂就是采用该种结构,效果良好。

⑧A2/O工艺设计中,要取得较好的处理效果和比较灵活的运行条件

一般采用设计参数:厌氧段污泥负荷率>0.10kgBOD5/kgMLSS-d;厌氧段进水S-P/S-BOD5<0.06;缺氧段c n="">6;好氧段污泥负荷率<0.10kgBOD5/kgMLSS-d;好氧段TKN/MLSS<0.15kgTKN/kgMLSS-d。

⑨A2/O工艺中水力停留时间一般为6~8h,三段水力停留时间适宜的比例为厌氧∶缺氧∶好氧=1∶1∶(3~4)。

该工艺处理效率一般能达到：BOD5和SS为90%~95%，总氮为70%以上，磷为90%左右，一般适用于要求脱氮除磷的大中型城市污水厂。

但A2/O工艺的基建费和运行费均高于普通活性污泥法，运行管理要求高，所以对目前我国国情来说，当处理后的污水排入封闭性水体或缓流水体引起富营养化，从而影响给水水源时，才采用该工艺。

工艺流程

A2/O工艺是Anaerobic-Anoxic-Oxic的英文缩写，它是厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺的简称。A2/O工艺于70年代由美国专家在厌氧—好氧磷工艺（A~/O）的基础上开发出来的，该工艺同时具有脱氮除磷的功能。

A2/O工艺是Anaerobic-Anoxic-Oxic的英文缩写，它是厌氧-缺氧-好氧生物脱氮除磷工艺的简称。

该工艺处理效率一般能达到：BOD5和SS为90%~95%，总氮为70%以上，磷为90%左右，一般适用于要求脱氮除磷的大中型城市污水厂。

但A2/O工艺的基建费和运行费均高于普通活性污泥法，运行管理要求高，所以对目前我国国情来说，当处理后的污水排入封闭性水体或缓流水体引起富营养化，从而影响给水水源时，才采用该工艺。

工艺流程

A2/O工艺是Anaerobic-Anoxic-Oxic的英文缩写，它是厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺的简称。A2/O工艺于70年代由美国专家在厌氧—好氧磷工艺（A~/O）的基础上开发出来的，该工艺同时具有脱氮除磷的功能。

该工艺在好氧磷工艺（A/O）中加一缺氧池，将好氧池流出的一部分混合液回流至缺氧池前端，该工艺同时具有脱氮除磷的目的。

工艺原理

1、首段厌氧池，流入原污水及同步进入的从二沉池回流的含磷污泥，本池主要功能为释放磷，使污水中P的浓度升高，溶解性有机物被微生物细胞吸收而使污水中的BOD5浓度下降；另外，NH3-N因细胞的合成而被去除一部分，使污水中的NH3-N浓度下降，但NO3-N含量没有变化。

2、在缺氧池中，反硝化菌利用污水中的有机物作碳源，将回流混合液中带入大量NO3-N和NO2-N还原为N2释放至空气，因此BOD5浓度下降，NO3-N浓度大幅度下降，而磷的变化很小。

3、在好氧池中，有机物被微生物生化降解，而继续下降；有机氮被氨化继而被硝化，使NH3-N浓度显著下降，但随着硝化过程使NO3-N的浓度增加，P随着聚磷菌的过量摄取，也以较快的速度下降。

A2/O工艺它可以同时完成有机物的去除、硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等功能，脱氮的前提是NO3-N应完全硝化，好氧池能完成这一功能，缺氧池则完成脱氮功能。厌氧池和好氧池联合完成除磷功能。

工艺特点

（1）厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类微生物菌群的有机配合，能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能。

（2）在同时脱氧除磷去除有机物的工艺中，该工艺流程最为简单，总的水力停留时间也少于同类其他工艺。

（3）在厌氧-缺氧-好氧交替运行下，丝状菌不会大量繁殖，SVI一般100，不会发生污泥膨胀。

（4）污泥中磷含量高，一般为2.5%以上。

（5）脱氮效果受混合液回流比大小的影响，除磷效果则受回流污泥中夹带DO和硝酸态氧的影响，因而脱氮除磷效率不可能很高。

存在问题

A2/O工艺当脱氮效果好时，除磷效果较差，反之亦然，很难同时取得好的脱氧除磷效果。原因为：

该流程回流污泥全部进入厌氧段，为了维持较低的污泥负荷，要求较大的回流比（一般在40%~100%），方可保证系统硝化良好，但回流污泥也将大量硝酸盐带入厌氧池，而聚磷菌放磷的条件是厌氧状态，并同时有溶解性BOD5存在。

但当厌氧段存在大量硝酸盐时，反硝化菌会以有机物为碳源进行反硝化，等脱氮完全后才开始磷的厌氧释放，这就使得厌氧段进行磷的厌氧释放的有效容积大为减少，从而使得除磷效果较差，而脱氮效果较好。

反之，如果好氧段硝化作用不好，则随回流污泥进入厌氧段的硝酸盐减少，改善了厌氧段的厌氧环境，使磷能充分地厌氧释放，所以除磷的效果较好，但由于硝化不完全，故脱氮效果不佳。所以A2/O工艺在脱氮除磷方面不能同时取得较好的效果。

改进措施

针对上述A2/O工艺存在的问题，应对该工艺的设计和运行作如下改进：

（1）将回流污泥分二点加入，减少加入到厌氧段的回流污泥量，从而减少进入厌氧段的硝酸盐和溶解氧。在保证总的污泥回流比为60%~100%的情况下，一般到厌氧段的回流污泥比为10%，即可满足磷的需要，而其余的回流污泥则回流到缺氧段以保证氮的需要。

（2）A2/O工艺系统中剩余污泥含磷量较高，在其消化过程中磷会重新释放和溶出。同时由于剩余污泥沉淀性能较好，所以可取消消化池，直接经浓缩压滤后作为肥料使用。

（3）在硝化好氧段，污泥负荷率应小于0.18kgBOD5/（kgMLSS·d），而在除磷厌氧段，污泥负荷率应在0.10kg BOD5/（kgMLSS·d）以上。

结 语

A2/O工艺在去除污水中有机碳污染（BOD污染）的同时，还能有效去除污水中氮和磷污染，为污水复用和资源化开辟了新的途径，它与普通回流污泥法二级处理后再进行三级物化处理相比，不仅投资和运行成本低，而且无大量难以处理的化学污泥，具有良好的环境效益和经济效益。

A2O工艺是全世界用的比较多的一种生物法污水处理工艺，它不仅能够很好的去除COD，而且实现了较高的脱氮除磷效果。

图1 常规A2O工艺

A2O工艺流程如图1所示，废水经初沉池进入厌氧池，在厌氧池主要是聚磷菌（PAOs）进行磷的释放，PAOs通过分解体内聚磷酸盐的获得能量，摄取水中的挥发性脂肪酸（VFA），将VFA以聚－β羟基丁酸（PHB）的形式存储于体内，同时释放磷到水中。

污水进入缺氧池，在缺氧池主要进行反硝化反应，从好氧池回来的携带硝态氮的内回流与从厌氧池来的污水从这里混合，反硝化菌将硝态氮还原成N2，N2逸散到空气中。最后污水进入好氧池，在好氧池主要进行有机物的去除和硝化反应，好氧菌去除水中的有机物，硝化菌硝化水中的氨态氮。污水经二沉池进行排放，回流污泥回流到厌氧池保持系统污泥的浓度。

2、倒置A2O工艺及工艺流程

倒置A2O工艺是在常规A2O工艺的基础上进行的改进，与A2O工艺不同之处在于把厌氧池和缺氧池进行了位置的交换，使除磷效果有所提高。其流程包括具有内回流和无内回流的两种工艺。

图2 具有内回流的倒置A2O工艺

具有内回流的倒置A2O工艺如图2所示，污水与从好氧池出水回流的回流水和从二沉池来的回流污泥一起进入缺氧池，与常规A2O工艺一样，污水在缺氧池进行反硝化。经过反硝化的污水进入厌氧池，由于此时污水中不含硝态氮，所以PAOs能很好的进行磷的释放。污水在好氧池进行有机物的降解和氨氮的硝化反应，从好氧池出去的水一部分回流到缺氧池。二沉池部分污泥进行污泥回流。

图3 无内回流的倒置A2O工艺

无内回流的倒置A2O工艺如图3所示，与具内回流的倒置A2O的唯一不同之处在于没有内回流。

3、两种工艺的比较

1. 脱氮效果比较

常规A2O工艺由于好氧池出水回流到缺氧池，因此在好氧池中生成的硝态氮被反硝化去除。除氨氮和总氮效果非常好。但由于反硝化反应需要在有足够碳源的条件下完成，污水在经历过前端厌氧过程后，有机物已不同程度的被降解，若原污水有机物含量低，反硝化将受到一定影响。

倒置A2O工艺，有无内回流对氮的去除效果影响比较大，虽然此工艺缺氧段碳源已经不是制约因素，无内回流的工艺脱氨氮比较好，但脱总氮的效果不好，因为在好氧池形成的硝态氮没有被完全反硝化脱除。具有内回流的工艺脱氨氮和总氮效果很好，是比较理想化的脱氮工艺。

2. 除磷效果比较

常规A2O工艺除磷不好，因为厌氧环境受各方面的影响，首先原污水进入厌氧池，其中含有一定量O2，其次，从二沉池回流的污泥中含有硝态氮。这两个制约因素使厌氧环境并不处于严格的厌氧状态，使其首先进行一段缺氧过程，导致厌氧时间不够，影响PAOs释磷，进而影响好氧阶段磷的摄取，影响除磷效果。

倒置A2O工艺由于将厌氧好氧位置交换，回流的硝态氮被完全反硝化去除，厌氧环境不受其他因素的影响，所以此工艺除磷效果比较好。但由于PAOs厌氧释磷需要碳源，前段缺氧反硝化亦需碳源，所以若原水有机物含量低，污水到达厌氧阶段时，有机物含量已经很低，可能会影响工艺的除磷效果。

3. 池容的比较

为使工艺效果达到最佳，规定所有工艺外回流比R＝1和内回流比r＝4。厌氧释磷要达到最好的效果，PAOs必须在厌氧环境呆够1小时。微生物在池中的停留时间跟水力停留时间有关，而污染物在水中的停留时间不与回流比、流态和池形等因素有关，对于一个特定的工艺是一定值。

对于图1所示常规A2O要达到处理效果其厌氧体积至少为2Q（Q为污水流量），缺氧时间至少为1小时，那缺氧池体积最少1Q，好氧时间8小时，即好氧池体积8Q，总体积为11Q。对于图2所示工艺，缺氧区体积1Q，厌氧区体积6Q，再加上好氧区的体积8Q，一共15Q。图3所示工艺池体总体积跟常规工艺一样为11Q。

可以看出倒置A2O要达到好的处理效果，设内回流时体积比常规工艺要大，但倒置A2O工艺由于工艺特点，可适当缩短初沉时间或取消初沉池。

4、工艺优化

1. 对于常规A2O工艺，其缺点在于厌氧时间不够，因此可以适当增大厌氧区的体积，或在回流污泥回流到厌氧池之前增设预缺氧池。

2. 可以采用分点进水的方式来对常规A2O改进。一部分直接进厌氧池，剩余部分以分点方式进入缺氧池和好氧池，因为在缺氧和好氧池分点进水，形成局部的缺氧好氧环境，硝化和反硝化交替进行。氮被脱除完全，回流污泥中含硝态氮很少，不对厌氧阶段的释磷产生影响。而且厌氧释磷和后续缺氧反硝化都有足够的碳源支持。

3. 对于已有的氧化沟工艺，要想增强其的除磷能力，可以考虑改成倒置A2/O。

4. 对于NH3-N含量不高或对总氮脱除率要求不高的，无内回流的倒置A2/O工艺最适合。

1我国VOCs排放现状

由于VOCs的排放状况比较复杂，在我国当前的污染检查和统计中，并没有将其列入检查范围。在常规检测中，也没有将其收入检测目录。这导致目前为止，我们国内仍然没有有效的VOCs监测机制，对其排放状况和排放来源的统计缺乏数据，以至于我们只能通过估算来进行VOCs排放状况统计。

清华大学和同济大学等高校的科研人员曾经对人为排放源进行过估算，结果表明在所有人为排放中，工业排放占据第一，达到了54.5%，其中，又分为四个部分，其各个部分的VOC排放状况如图1所示。

2低浓度VOCs废气处理技术

2.1蓄热式焚烧技术

蓄热式焚烧设备的形式常见有二室和三室结构，处理大风量时也可以设计成五室七室等结构。以三室结构为例：低浓度VOCs先通过已经蓄热的第一蓄热槽吸热，在燃烧室中焚化后再经过第二蓄热槽放热加热蓄热槽。

此外，第三蓄热槽同时以小风量风机将风管与蓄热槽内残VOC气体吹入燃烧室内燃烧裂解,吹扫风量依炉膛温度进行调节，可避免吹扫风量过大造成炉膛温度大幅降低，造成能源浪费。三槽切换依序为进气→吹除→排气→进气之顺序进行。

整个进排气室间的切换是以提升阀切换进行批次操作。燃烧室通常保持在800-850℃并达某一段滞留时间去氧化有机废气。燃烧室与蓄热室是一高效率燃烧设备，VOC破坏去除效率一般能达到99.9%以上。

同时该设备一般设置紧急排放风门，防止炉膛超温损坏蓄热材。RTO炉采用的是微正压设计，当炉膛压力超过预设压力时，为防止回火或发生爆炸危险，紧急风门也会打开。同时，为防止阀门超温损伤，阀门设有空气降温管线；为保证烟气温度，紧急排放阀门后设有喷枪给烟气降温。

燃烧器安装于中间燃烧室上，有合适的天然气燃料串组件，含入口过滤网的助燃风机与安全控制。烧嘴结构搭配陶瓷内衬，需周边填实。烧嘴结构并配备有目视镜以清楚地观察主火火焰，以利于燃料气和空气的配比调整。并搭配火检检查火焰状态。

2.2光催化氧化技术

光催化氧化技术指的是通过光的作用而形成化学反应，让挥发性有机废气包含的有害物质向无害化合物进行不断转化，让挥发性有机废气自身污染性大大降低。起初，光催化氧化技术主要在处理废水的方面应用，后来逐渐开始应用到处理废气。

现阶段国内外的大量专家学者都对应用光催化氧化技术的应用展开了大量研究，其研究结果表明:若催化剂的选择合理，应用光催化氧化技术可以让挥发性有机废气去除污染物的比率高达50%-70%，具有明显的处理效果。

应用光催化氧化技术时，特定波长的光照条件下，可借助催化剂具备的光催化性，让表面挥发性有机化合物进行氧化还原反应，然后使有机物最终氧化成为H2O、CO2与无机小分子物质。

通过UV紫外线的光束对挥发性有机废气进行照射，将其中的二甲苯、甲苯、苯等分子链结构进行裂解，让高分子化合物的分子链经过紫外线高能光束的照射，向低分子的化合物进行转变与裂解，比如H2O与CO2等。

同时，该光束还能将空气氧分子有效分解成游离氧，游离氧自身正负电子不具有平衡性，和氧分子相互结合后会有臭氧形成。由于臭氧自身氧化作用较强，因此，能够充分清除低浓度的挥发性有机废气。

按照挥发性有机废气浓度高度与风量大小，光催化氧化过程中为了让设备的使用寿命、处理效果得到保证，需要进行废气源预处理的工作，将酸性的气体预处理后方可让其进入到净化设备中。酸性气体能够很好地溶于水中，因此，预处理的工艺应采用弱碱性水洗装置。

2.3低温等离子体催化技术

不同于传统的活性炭吸附等方式，该技术利用等离子体与催化手段的结合，能够完成许多传统方式难以解决的问题。将等离子体运用于低浓度VOCs废气排放处理始于20世纪80年代，那时候只是将等离子体技术进行单一使用，虽然也起到了一定的净化效果，但是效率比较低，而且成本也高。

在后续应用中，人们发现将催化技术与等离子体技术相结合，能够在净化低浓度VOCs废气排放物时产生极高的效用，由此形成了现在使用的低温等离子体催化技术。其不仅克服了高能耗的问题，还能够节省大量的时间，拥有较高的净化效率。

2.4生物处理技术

与上述的废气处理技术相比，生物处理技术是一种无污染、无害的有机废气处理方式。该技术是通过微生物的生理过程来处理废气的，即将有机废气中的有害物质转化为二氧化碳、水等简单无机物。

通常情况下，生物处理技术主要包括以下几个步骤：其一，低浓度VOCs废气中的有机污染物与水接触并发生反应，迅速溶解于水中；其二，在液膜中溶解的有机物，当液态浓度较低时，会向生物膜进行扩散，进而被附着在生物膜上的微生物吸收；其三，微生物吸收有机废气后，经过自身的生理代谢，转化为对环境无害的化合物质，从而实现有机废气的降解。

3低浓度VOCs废气处理工程技术的应用发展

第一，利用生物分子转换。通过充分利用生物分子的转换过程使得VOCs废气能够获得更高效的处理，同时将内部中大量有害的物质气体转化成可二次利用的成分然后通常重新组织的方式，这种治理技术在当前的发展中，适用性非常广泛，相比上述技术由于需要投入大量的运营成本相比，其运营成本较低，系统整体的运行特征非常便捷，能够适应不同类型VOCs废气的治理工程中，针对可以促进有害物质在进行二次利用的优势，在当前的发展背景中，完全符合绿色环保的理念，因此，市场的推广价值较高。

第二提取并分离有害物质治理。提取并分离有害物质治理指的是提取并分离低浓度VOCs废气中的有害物质，并回收剩余气体中的有用成分，减少有害废气对环境造成的污染，这项技术投入的资金比较多，适用于大范围的工业区。随着现代化社会的发展，科学技术水平得到了很大提升，这项技术将有更加广阔的适用范围。

第三，光解技术。光分解技术采取新型低浓度VOCs废气治理方案，利用光的分解作用协同催化共同对废气进行处理。

半导体材料为常见的催化剂，具有较强的催化能力，并且无需花费较高成本，具有安全可靠的优点，对多种行业较为适用。现阶段科学家对新一代催化剂材料进行研究，科学技术在不断发展过程中，纳米材料进入人们眼帘。

纳米材料也是催化剂研究的主要方向，该材料比半导体材料更加优质，能够实现环保的目标，为未来光分解治理低浓度VOCs废气的最佳催化剂，是低浓度VOCs废气治理的跨越性进步。

4结束语

VOCs是有机化合物，具有挥发性质的物体的一种总称。VOCs常常作为一种有机溶剂使用在工业生产的过程中，因为其具备的挥发性能，在生产过程使用中对环境造成巨大的污染，对人体造成危害。研究低浓度挥发性有机废气处理技术与应用具有重要的意义。

研究人员应对当前挥发性有机废气的概况有一个全面了解，能够将生物技术、光催化氧化技术、低温等离子体技术等多种技术充分应用到处理低浓度挥发性有机废气的过程中，从而实现VOCs污染的有效治理，使排放的VOCs浓度符合国家规定的标准。

一、异养微生物的生物氧化

生物氧化是发生在活细胞内的一系列产能性氧反应的总称。生物氧化的形式包括某物质与氧结合、脱氢或失去电子；生物氧化的过程可分为脱氢（或电子）、递氢（或电子）和受氢（或电子）三个阶段；生物氧化的功能则有产能、产还原力和产小分子中间代谢物三种。异养微生物氧化有机物的方式，根据氧化还原反应中电子受体的不同可分成发酵和呼吸两种类型，而呼吸以可分为有氧呼吸和无氧呼吸两种方式。

1 、发酵

发酵是指微生物细胞将有机物氧化释放的电子直接交给底物本身未完成氧化的某种中间产物，同时释放能量并产生各种不同的代谢产物。在发酵条件下有机化合物只是部分地被氧化，因此只释放出一小部分的能量。发酵过程的氧化是与有机物的还原偶联在一起的。被还原的有机物来自于初始发酵的分解代谢，即不需要外界提供电子受体。

发酵的种类有很多，可发酵的底物有糖类、有机酸、氨基酸等，其中以微生物发酵葡萄糖最为重要。生物体内葡萄糖被降解成丙酮酸的过程称为糖酵解，主要分为四种途径：EMP 、 HMP 、 ED 、磷酸解酮酶途径。

EMP 途径

整个 EMP 途径大致可分为两个阶段。第一阶段可认为是不涉及氧化还原反应及能量释放的准备阶段，只是生成两分子的主要中间代谢产物：甘油醛 -3- 磷酸。第二个阶段发生氧化还原反应，合成 ATP 并形成两分子的丙酮酸。在糖酵解过程中，有两分子 ATP 用于糖的磷酸化，但合成出四个分子的 ATP ，因此每氧化一个分子的葡萄糖净得两个 ATP 。

在两分子的 1，3-二磷酯甘油酸的合成过程中，两分子 NAD + 被还成为 NADH 。然而，细胞中的 NAD + 供应是有限的，假如所有的 NAD + 都转化为 NADH ，葡萄糖的氧化就得停止。因为甘油 -3- 磷酸的氧化反应只有在 NAD + 存在时才能进行。这一路径可以通过将丙酮酸还原，使 NADH 氧化重新成为 NAD + 而得以克服。

例如在酵母细胞中丙酮酸被还原成为乙醇，并伴有 CO2 的释放。而在乳酸菌细胞中，丙酮酸被还原成乳酸。对于原核生物细胞，丙酮酸的还原途径是多样的，但有点是一致的：NADH 必须重新被还原成 NAD + ，使得酵解过程中的产能反应得以进行。

EMP 途径可为微生物的生理活动提供 ATP 和 NADH ，其中间产物又可为微生物的合成代谢提供碳骨架，并在一定的条件下可逆转合成多糖。

HMP

HMP 途径是从葡萄糖 -6- 磷酸开始的， HMP 途径的一个循环的最终结果是一分子葡萄糖 -6- 磷酸转变成一分子甘油醛 -3- 磷酸，三分子 CO2 和六分子 NADPH 。一般认为 HMP 途径合成不是产能途径，而是为生物合成提供大量的还原力（ NADPH ）和中间代谢产物。

如核酮糖 -5- 磷酸是合成核酸，某些辅酶及组氨酸的原料。另外 HMP 途径中产生的核酮糖 -5- 磷酸，还可以转化为核酮糖 -1 ， 5- 二磷酸，在羧化酶作用下固定 CO2 ，对于光能自养菌、化通自养菌具有重要意义。

虽然这条途径中产生的 NADPH 可经呼吸链氧化产能， 1 摩尔葡萄糖经 HMP 途径最终可得到 35 摩尔 ATP ，但这不是代谢中的主要方式。因此，不能把 HMP 途径看作是产生 ATP 的有效机制。大多数好氧和兼性厌氧微生物中都有 HMP 途径，而且在同一微生物中往往同时存在 EMP 和 HMP 途径，单独具有 EMP 和 HMP 途径的微生物较少见。
ED 途径

D 途径是在研究嗜糖假单胞菌时发现的，在 ED 途径中，葡萄糖 -6- 磷酸首先脱氢产生葡萄糖酸 -6- 磷酸，接着在脱水酶和醛缩酶的作用下，产生一个分子甘油醛 -3- 磷酸和一个分子丙酮酸。

然后甘油醛 -3- 磷酸进入 EMP 途径转变成丙酮酸。一分子葡萄糖经 ED 途径最后生成两分子丙酮酸、一分子 ATP 、一分子 NADPH 和 NADH 。ED 途径在革兰代阴性菌中分布广泛，特别是假单胞菌和固氮的某些菌株较多存在。ED 途径可不依赖于 EMP 和 HMP 途径而单独存在，但对于靠底物水平磷酸化获得 ATP 的厌氧菌而言， ED 途径不如 EMP 途径。

磷酸解酮酶途径

磷酸解酮酶途径是明串珠菌在进行异型乳酸发酵过程中分解已糖和戊糖的途径。该途径的特征性酶是磷酸解酮酶，根据解酮酶的不同，把具有磷酸戊糖解酮酶的称为 PK 途径，把具有磷酸已糖解酮酶的称为 HK 途径。

在糖酵解过程中生成的丙酮酸可被进一步代谢。在无氧条件下，不同的微生物分解丙酮酸后会积累不同的代谢产物。目前发现多种微生物可以发酵葡萄糖产生乙醇，能进行乙醇发酵的微生物包括酵母菌、根霉、曲霉和某些细菌。

根据在不同条件下代谢产物的不同，可将酵母菌利用葡萄糖进行的发酵分为三种类型：如果以乙醛（丙酮酸脱羧）为受体生成乙醇，这种发酵称为酵母的一型发酵；当环境中存在亚硫酸氢钠时，不能以乙醛作为受体，而以磷酸二羟丙酮作为受体时，产物为甘油，称为酵母的二型发酵；在弱碱性条件下（ PH7.6 ），乙醛因得不到足够的氢而积累，两个乙醛分子间会发生歧化反应，一个作为还原剂形成乙酸，一个作为氧化剂形成乙醇，受体为磷酸二羟丙酮，发酵产物为甘油、乙醇和乙酸，称为酵母的三型发酵。

这种发酵方式不产生能量，只能在非生长的情况下进行。不同的细菌进行乙醇发酵时，其发酵途径也各不相同。如厌氧发酵单胞菌是利用 ED 途径分解葡萄糖为丙酮酸，最后得到乙醇。肠杆菌则是利用 EMP 途径来进行乙醇发酵。

许多细菌能利用葡萄糖产生乳酸，这类细菌称为乳酸细菌。根据产物的不同，乳酸发酵有三种类型：同型乳酸发酵（利用 EMP 途径产物只有乳酸）、异型乳酸发酵（利用 PK 乳酸及部分乙醇或乙酸）和双歧发酵（利用双歧双歧杆菌发酵葡萄糖产生乳酸的一条途径）。

2 、呼吸作用

微生物在降解底物的过程中，将释放出的电子交给 NAD （ P ）、 FAD 或 FMN 等电子载体，再经电子传递系统传给外源电子受体，从而生成水或其他还原型产物并释放出能量的过程，称为呼吸作用。其中以分子氧作为最张终电子受体的称为有氧呼吸，以氧化型化合物作为最终电子受体的称为无氧呼吸。

呼吸作用与发酵作用的根本区别在于：电子载体不是将电子直接传递给给底物降解的中间产物，而交给电子传递系统，逐步释放出能量后再将取终电子受体。

有氧呼吸

在发酵过程中，葡萄糖经过糖酵解作用形成的丙酮酸在厌氧化条件下转变成不同的发酵产物，而在有氧呼吸过程中，丙酮酸进入三羧酸循环（ TCA ）被彻底氧化成水和 CO2 ，同时释放出大量能量。

在 TCA 循环过程中，丙酮酸完全氧化为三个分子的 CO2 ，同时生成四分子的 NADH 和一分子 FADH 2 。NADH 和 FADH 2 可以电子传递系统重新被氧化，由此每一氧化一分子 NADH 可生成三个分子 ATP ，每氧化一分子 FADH 2 可生成两分子 ATP 。

另外琥珀酰辅酶 A 在氧化成延胡索酸时，包含着底物水平磷酸化作用，由此产生一分子 GTP ，随后 GTP 转化 ATP 。因此每一次 TCA 循环可生成 15 分子 ATP 。

此外在糖酵解过程中产生的两分子 NADH 可经电子传递链系统重新被氧化，产生 6 分子 ATP 。在葡萄糖转变为两个分子丙酮酸时还可借底物水平磷酸化生成两分子 ATP 。因些需氧微生物在完全氧化葡萄糖的过程中总共可得到 38 分子的 ATP 。

在糖酵解和三羧酸循环过程中形成的 NADH 和 FADH 2 通过电子传递系统被氧化，最终形成 ATP 为微生物的生命活动提供能量。电子传递系统是由一系列氢和电子传递体组成的多酶氧化还原体系。

NADH 、 FADH 2 以及其他还原型载体上的氢原子，以质子和电子的形式在其上进行定向传递；其组成酶系是定向有序的，又是不对称的地排列在原核微生物的细胞质膜上或是在真核微生物的线粒体内膜上。

这些系统具有两种功能：一是从电子供体接受电子并将电子传递给电子受体；二是通过合成 ATP 把在电子传递过程中释放的一部分能量保存起来。电子传递系统中的氧化还原酶包括：NADH 脱氢酶、黄素蛋白、铁硫蛋白、细胞色素、醌及其化合物。

无氧呼吸

某些厌氧和兼性厌氧微生物在无氧条件下进行无氧呼吸。无氧呼吸的最终电子受体不是氧，而是像 NO3-、 NO2-、 SO42-、 S2O32-、 CO2 等这类外源受体。无氧呼吸也需要细胞色素等电子传递体。

并在能量分级释放过程中伴随有磷酸化作用，也能产生较多的能量用于生命活动。但由于部分能量随电子转移给最终电子受体，所以生成的能量不如有氧呼吸产生的多。在无氧条件下，某些微生物在没有氧、氮或硫作为呼吸作用的最终电子受体时，可以磷酸盐代替，其结果生成磷化氢，一种易燃气体。在夜晚，气体燃烧会发出绿幽幽的光。

二、自养微生物的生物氧化和 CO2的固定

一些微生物可以从氧化无机物获得能量，同化合成细胞物质，这类细菌称为化能自养微生物。它们在无机能源氧化过程中通过氧化磷酸化产生 ATP 。

（一）自养微生物的生物氧化

1 、氨的氧化

NH3 同亚硝酸 (NO2 -) 是可以用作能源的最普通的无机氮化合物，能被硝化细菌所氧化，硝化细菌可分为两个亚群：亚硝化细菌和硝化细菌。氨氧化为硝酸的过程可分为两个阶段，先由亚硝化细菌将氨氧化为亚硝酸，再由硝化细菌将亚硝酸氧化为硝酸。

由氨氧化为硝酸是通过这两类细菌依次进行的。硝化细菌都是一些专性好氧的革兰氏阳性细菌，以分子氧为最终电子受体，且大多数是专性无机营养型。它们的细胞都具有复杂的膜内褶结构，这有利于增加细胞的代谢能力。硝化细菌无芽抱，多数为二分裂殖，生长缓慢，平均代时在 l0h 以上，分布非常广泛。

2 、硫的氧化

硫杆菌能够利用一种或多种还原态或部分还原态的硫化合物 ( 包括硫化物、元素硫、硫代硫酸盐、多硫酸盐和亚硫酸盐 ) 作能源。H 2 S 首先被氧化成元素硫，随之被硫氧化酶和细胞色素系统氧化成亚硫酸盐，放出的电子在传递过程中可以偶联产生四个 ATP 。亚硫酸盐的氧化可分为两条途径，—是直接氧化成 SO42-的途径，由亚硫酸盐 -- 细胞色素 c 还原酶和末端细胞色素系统催化，产生一个 ATP ；二是经磷酸腺苷硫酸的氧化的途径，每氧化一分子 SO42-产生动 5 个 ATP 。

3 、铁的氧化

从亚铁到高铁状态的铁的氧化，对于少数细菌来说也是一种产能反应，但从这种氧化中只有少量的能量可以被利用。在低 pH 环境中这种菌能利用亚铁氧化时放出的能量生长。在该菌的呼吸链中发现了—种含铜蛋白质，它与几种细胞色素 c 和一种细胞色素 a 1 氧化酶构成电子传递链。在电子传递到氧的过程中细胞质内有质子消耗，从而驱动用 ATP 的合成。

4 、氢的氧化

氢细菌都是—些呈革兰氏阴性的兼性化能自养茵。它们能利用分子氢氧化产生的能量同化 CO 2 ，也能利用其他有机物生长。氢细菌的细胞膜上有泛醌、维生素 K 2 及细胞色素等呼吸链组分。在该菌中，电子直接从氢传递给电子传递系统，电子在呼吸链传递过程中产生了 ATP 。在多数氢细菌中有两种与氢的氧化有关的酶。—种是位于壁膜间隙或结合在细胞质膜上的不需 NAD + 的颗粒状氧化酶，它能够催化以下反应：

H2 → 2H + 十 2e -

该酶在氧化氢并通过电子传递系统传递电子的过程中，可驱动质子的跨膜运输，形成跨膜质子梯度为 ATP 的合成提供动力；另—种是可溶性氢化酶，它能催化氢的氧化，而使 NAD + 还原的反应。所生成的 NADH 主要用于 CO 2 的还原。

（二）CO2的固定

CO2是自养微生物的唯一碳源，异养微生物也能利用CO2作为辅助的碳源。将空气中的CO2同化成细胞物质的过程，称为CO2的固定作用。微生物有两种同化CO2的方式，一类是自养式，另一类为异养式。

在自养式中，CO2加在一个特殊的受体上，经过循环反应，使之合成糖并重新生成该受体。在异养式中， CO2被固定在某种有机酸上。因此异养微生物即使能同化 C02 ，最终却必须靠吸收有机碳化合物生存。

自养微生物同化CO2 所需要的能量来自光能或无机物氧化所得的化学能，固定 CO2的途径主要有以下三条：

1 、卡尔文循环 (Calvin cycle)

这个途径存在于所有化能自养微生物和大部分光合细菌中。经卡尔文循环同化 CO2的途径可划分为三个阶段见图：CO2的固定；被固定的CO2的还原；CO2 受体的再生。卡尔文循环每循环一次，可将六分子CO2同化成一分子葡萄糖，其总反应式为：

6CO2+18ATP+12NAD(P)H — C6H12O6+18ADP+12NAD(P) + +18Pi

2 、还原性三竣酸循环固定CO2

这个途径见图是在光合细菌、绿琉细菌中发现的。还原羧酸环的第—步反应是将乙酰 CoA 还原羧化为丙酮酸，后者在丙酮酸羧化酶的催化下生成磷酸烯醇式丙酮酸，随即被羧化为草酰乙酸，草酰乙酸经一系列反应转化为琥珀酰 CoA ，再被还原羧化为 а - 酮戊二酸。

а - 酮 戊二酸转化为柠檬酸后，裂解成乙酸和草酰乙酸。乙酸经乙酰 -CoA ，从而合成酶催化生成乙酰 CoA ，从而完成循环反应。每循环—次，可固定四分子CO2，合成一分子草酰乙酸，消耗三分子 ATP 、两分子 NAD(P)H 和—分子 FADH2 。

3 、还原的单羧酸环

这个体系与还原羧酸循环不同，不需要 ATP ，只要有 Fd(red) 就可运转。Fd(red) 由 H 2 或 NADH 2 提供电子生成。光合细菌也有可能利用这个体系把 CO2换成乙酸。

三、能量转换

在产能代谢过程中，微生物通过底物水平磷酸化和氧化磷酸化将某种物质氧化而释放的能量储存于 ATP 高能分子中，对光全微生物而言，则可通过光合磷酸化将光能转变为化学能储存于 ATP 中。

1 、底物水平磷酸化

物质在生物氧化过程中，常生成一些含有高能键的化合物，而这些化合物可直接偶联 ATP 或 GTP 的合成，这种产生 ATP 等高能分子的方式称为底物水平磷酸化。底物水平磷酸化既存在于发酵过程中，也存在于呼吸作用过程中。

例如，在 EMP 途径中 1 ， 3 —二磷酸甘油酸转变为 3 —磷酸甘油酸以及磷酸烯醇式丙酮酸转变为丙酮酸的过程中都分别偶联着—分子 ATP 的形成；在三磷酸循环过程中，琥珀酰辅酶 A 转变为琥珀酸时偶联着—分子 ATP 的形成。

2 、氧化磷酸化

物质在生物氧化过程中形成的 NADH 和 FADH 2 可通过位于线粒体内膜和细菌质膜上的电子传递系统将电子传递给氧或其他氧化型物质，在这个过程中偶联着 ATP 的合成，这种产生 ATP 的方式称为氧化磷酸化。一分子 NADH 和 FAD H 2 可分别产生 3 个和 2 个 ATP 。

3 、光合磷酸化

光合作用是自然界一个极其重要的生物学过程，其实质是通过光合磷酸化将光能转变成化学能，以用于从 CO 2 合成细胞物质。行光合作用的生物体除了绿色植物外，还包括光合微生物，如藻类、蓝细菌和光合细菌 ( 包括紫色细菌、绿色细菌、嗜盐菌等 ) 。它们利用光能维持生命，同时也为其他生物 ( 如动物和异养微生物 ) 提供了赖以生存的有机物。

(1) 光合色素

合色素是光合生物所特有的色素，是将光能转化为化学能的关键物质。共分三类：叶绿素 (chl) 或细菌叶绿素 (Bchl) ，类胡萝卜素和藻胆素。除光合细菌外，叶绿素 a 普遍存在于光合生物中，叶绿素 a 、 b 共同存在于高等植物、绿藻和蓝绿细菌中，叶绿素 c 存在于褐藻和硅藻中，叶绿素 d 存在于红藻中，叶绿素 e 存在于金黄藻中，褐藻和红藻也含有叶绿素 a 。

细菌叶绿素具有和高等植物中的叶绿素相类似的化学结构，两者的区别在于侧链基团的不同，以及由此而导致的光吸收特性的差异。此外，叶绿素和细菌叶绿素的吸收光谱在不同的细胞中也有差异。

所有光合生物都有类胡萝卜素。类胡萝卜素虽然不直接参加光合反应，但它们有捕获光能的作用，能把吸收的光能高效地传给细菌叶绿素 ( 或叶绿素 ) 。而且这种光能同叶绿素 ( 或细菌叶绿素 ) 直接捕捉到的光能一样被用来进行光合磷酸化作用。此外胡萝卜素还有两个作用：一是可以作为叶绿素所催化的光氧化反应的猝灭剂，以保护光合机构不受光氧化损伤，二是可能在细胞能量代谢方面起辅助作用。

藻胆素因具有类似胆汁的颜色而得名，其化学结构与叶绿素相似，都含有四个吡咯环，但藻胆素没有长链植醇基，也没有镁原子，而且四个吡咯环是直链的。

(2) 光合单位

以往将在光合作用过程中还原一分子 C0 2 所需的叶绿素分子数称为光合单位。后来通过分析紫色细菌载色体的结构，获得了对光合单位的进一步认识。光合色素分布于两个“系统”，分别称为“光合系统 I ”和“光合系统 II ”。每个系统即为一个光合单位。

这两个系统中的光合色素的成分和比例不同。一个光合单位由一个光捕获复合体和一个反应中心复合体组成。光捕获复合体含有菌绿素和类胡萝卜素，它们吸收一个光子后，引起波长最长的菌绿素 (P870) 激活，从而传给反应中心，激发态的 P870 可释放出一个高能电子。

(3) 光合磷酸化

光合磷酸化是指光能转变为化学能的过程。当—个叶绿素分子吸收光量子时，叶绿素性质上即被激活，导致叶绿素 ( 或细菌叶绿素 ) 释放一个电子而被氧化，释放出的电子在电子传递系统中的传递过程中逐步释放能量，这就是光合磷酸化的基本动力。

①环式光合磷酸化

光合细菌主要通过环式光合磷酸化作用产生 ATP ，这类细菌主要包括紫色硫细菌、绿色硫细菌、紫色非硫细菌和绿色非硫细菌。在光合细菌中，吸收光量子而被激活的细菌叶绿素释放出高能电子，于是这个细菌叶绿素分子即带有正电荷。

所释放出来的高能电子顺序通过铁氧还蛋白、辅酶 Q 、细胞色素 b 和 c ，再返回到带正电荷的细菌叶绿素分子。在辅酶 Q 将电子传递给细胞色素 c 的过程中，造成了质子的跨膜移动，为 ATP 的合成提供了能量见图。在这个电子循环传递过程中，光能转变为化学能，故称环式光合磷酸化。环式光合磷酸化可在厌氧条件下进行，产物只有 ATP ，无 NADP(H) ，也不产生分子氧。

②非环式光合磷酸化

高等植物和蓝细菌与光合细菌不同，它们可以裂解水，以提供细胞合成的还原能力。它们含有两种类型的反应中心，连同天线色素、初级电子受体和供体一起构成了光合系统 I 和光合系统 II ，这两个系统偶联，进行非环式光合磷酸化见图。

在光合系统 I 中，叶绿素分子 P 700 吸收光子后被激活，释放出—个高能电子。这个高能电子传递给铁氧还蛋白 (Fd) ，并使之被还原。还原的铁氧还蛋白在 Fd ：NADP + 还原酶的作用下，将 NADP + 还原为 NADPH 。用以还原 P 700 的电子来源于光合系统 II 。

在光合系统 II 中，叶绿素分子 P 680 吸收光子后，释放出一个高能电子。后者先传递给辅酶 Q ，再传给光合系统 I ，使 P 700 还原。失去电子的 P 680 ，靠水的光解产生的电子来补充。高能电子从辅酶 Q 到光合系统 I 的过程中，可推动 ATP 的合成。非环式光合磷酸化的反应式为：

2NADP + + 2ADP + 2Pi + 2H2O → 2NADPH + 2H + + 2ATP + O2

有些光合细菌虽然只有一个光合系统，但也以非环式光合磷酸化的方式合成 ATP ，如绿硫细菌和绿色细菌。从光反应中心释放出的高能电子经铁硫蛋白、铁氧还蛋白、黄素蛋白，最后用于还原 NAD + 生成 NADH 。

反应中心的还原依靠外源电子供体，如 S 2- 、 S 2 O 3 2- 等。外源电子供体在氧化过程中放出电子，经电子传递系统传给失去了电子的光合色素，使其还原，同时偶联 ATP 的生成。由于这个电了传递途径也没有形成环式，故也称为非环式光合磷酸化。

VOC废气当前的处理技术主要分为两种，一个是回收，一个是销毁，不同的处理技术能够达到不一样的处理效果，且对VOC废气的组成成分要求也存在差异，实际处理工作中，还应该根据处理标准与VOC废气的成分来合理的选择，保证VOC废气处理的科学性，提高其净化质量。

１前言

近年来，随着人们对大气污染重视程度和政府部门大力的治理，周边环境有了明显好转和改善。在对环境治理的同时，日常提到最多是PM2.5、VOC，其中VOC即易挥发的有机化合物（VolatileOrganicCompounds），具体是指在标准大气压101.3kPa下初沸点小于或等于250℃且能对视觉感官产生刺激危害的有机化合物。

首先VOC会对健康产生不良影响，由于VOC一般以气态存在，所以对有毒害性VOC气体的处理与不易挥发的混合物相比更加困难。人体可能通过接触或食用摄入固态或液态有VOC成分的物质，或者吸入的气体接触到VOC等。

2炼化行业中的VOC废气概述

2.1 VOC废气的含义

VOC废气也被叫做挥发性有机污染气体，这是由于其中含有大量的易挥发性有机物而得名，其暴露在空气中后会与大气发生光化学反应而形成有机化合物，主要的化学物质为含氧、氮、氯、硫、甲烷烃等类有机物，是导致臭氧污染以及形成PM2.5污染物的重要物质。

2.2 VOC废气的主要形成环节

炼化行业的生产过程中，形成VOC废气的环节较多，多数分散在各个生产环节中，其中的主要形成环节有以下几点：

①化工厂中的有机液体储罐区域内，这是由于“大呼吸”与“小呼吸”的影响而形成挥发性气体；

②容易散发出VOC废气的生产环节中，例如化工合成、过滤、蒸馏、离心等生产工序中，都极易出现VOC废气；

③生产车间中进行物料转移的过程，在将物料从第一个储存器转移到第二个储存器中时，也会存在吸入气体与放出气体的过程，从而形成VOC废气；

④生产环节中发生泄露情况，生产设备的长时间使用而出现的腐蚀以及磨损，没有及时采取养护办法等，进而导致物料泄露的情况发生；

⑤生产管理机制缺失，由于生产过程中的管理机制不完善，操作人员存在错误操作的情况，导致有机物质发生泄露或非正常的排放等等。

2.3 VOC废气带来的主要危害

首先，VOC废气暴露在空气中会严重影响空气质量，当人体吸入受到污染的空气时，就会给其肺部功能产生影响，长期且大量的吸入VOC废气，还可能导致人体细胞发生癌变，最终导致癌症疾病。另外，VOC废气在空气中产生光化学反应后，会形成雾霾，使得人们的视野范围遭到遮挡，给人们的正常工作和出行带来严重影响。

3VOC 末端处理技术

VOC末端处理技术可分为回收处理及氧化处理两大类和它们的结合应用。

3.1回收处理技术

回收处理VOC技术包括冷凝、膜分离、吸附、吸收等。为了获得具有足够纯度的有机物，在利用吸附、吸收和接触式冷凝等方法使气相VOC转移至固相或液相之后，还需要借助热解析、气提、精蒸馏等手段分离有机组分。

3.1.1冷凝法

冷凝回收法是利用有机物在不同温度下，其饱和蒸气压不同，通过冷凝器降温或升压，使有机物冷凝成液体，从气相中分离出来。冷凝提取后，有机废气便可得到比较高的净化。最通用的冷凝方法有表面冷凝和接触冷凝。

冷凝法主要应用于高浓度VOC气体处理，尽管在理论上可达到很高的净化程度，但是其操作难度大，难于在常温下用冷却水来完成，需要给冷凝水降温，当浓度低至每升数百毫升时，处理成本会大大提高。所以冷凝法常作为吸附、膜分离或者其他VOC深度净化方法的前处理措施，以回收有机物，并降低后续处理的负荷。

烟气脱硝是目前世界上普遍采用的减少NOX排放的主要方法，也是我国大气污染治理的重要领域。其中SCR技术因其技术成熟、脱硝效率高、几乎无二次污染的特点，占据了工业烟气脱硝领域的主导地位，在火力发电领域的市场占有率高达95%以上。

在SCR技术中，催化剂的投资占整个系统投资很大的比例，且催化剂寿命一般在2-3年左右，更换频率较高，因此，选择合适的催化剂是SCR技术成功的关键所在。

2、SCR催化剂的分类

SCR催化剂按照组成可以大致分为三种类型：贵金属型、金属氧化物型和离子交换的沸石分子筛型；按照催化剂的反应温度可以分为高温型、中温型和低温型，一般高温大于400℃，中温300-400℃，低温小于300℃；按照外观形式可以分为蜂窝式、板式、波纹板式和脱硝滤袋。

2.1常规催化剂

目前工业上常用的催化剂包括蜂窝式、板式、波纹板式。

板式催化剂以不锈钢金属板压成的金属网为基材，将TiO2、V2O5等的混合物黏附在不锈钢网上，经过压制、锻烧后，将催化剂板组装成催化剂模块。

蜂窝式催化剂一般为均质催化剂。将TiO2、V2O5、WO3等混合物通过一种陶瓷挤出设备，制成截面为150mm*150mm，长度不等的催化剂元件，然后组装成为截面约为2m*1m的标准模块。

波纹板式催化剂的制造工艺一般以用玻璃纤维加强的TiO2为基材，将WO3、V2O5等活性成份浸渍到催化剂的表面，以达到提高催化剂活性、降低SO2氧化率的目的。

目前蜂窝式催化剂占据了市场70%份额。

2.2脱硝滤袋

DeNOx脱硝滤袋是戈尔专利滤袋脱硝催化系技术，采用高效脱硝及脱二噁英催化剂活性组分与PTFE材料骨架复合，将用于脱除颗粒物的表面过滤技术与用于去除NOx和NH3减排的低温SCR催化技术结合在一起，除实现粉尘近“零”排放外，滤袋所含催化剂与烟气中NOx发生还原反应，生成无污染的N-2，H2O，NOx去除效率可以达到95%以上。

3、SCR催化剂的组成

催化剂一般由TiO2、V2O5、WO3、MOO3等氧化物组成。催化剂材料在功能上划分，可分为活性成分、载体和辅助材料三部分。目前工程中应用最多的SCR催化剂是氧化钛基催化剂，载体用TiO2、Al2O3、Fe2O3、及SiO2等，其中TiO2具有较高的活性和抗SO2性能，是最合适的脱硝催化剂载体；V2O5是最主要的活性成分，具有较高的脱硝效率，但同时也促进SO2向SO3转化；而另一种活性材料WO3的添加，有助于抑制SO2的转化，其他的活性材料还有MO、Cr等，他们可以起到助催化剂及稳定剂的作用。

下表为两种常用的催化剂组分表（%）。

5、催化剂的设计、选型、计算

5.1 SCR催化剂的选择原则

催化剂的选择应烟气的具体工况、飞灰特性、反应器形状、脱硝效率、NH3逃逸率、SO2转化率、系统压降、使用寿命及业主要求等条件来综合考虑。

5.2飞灰特性的影响

5.3氨逃逸的影响

由于脱硝反应过程中会产生一定量的氨逃逸，实际生产运行中，脱硝烟气中部分SO2在催化剂的作用下转化为SO3，SO3和氨发生反应生成(NH4)2SO4和NH4HSO4。NH4HSO4是一种易冷凝沉积在空器换热元件表面的高粘性液态物质，极易粘附烟气中的飞灰颗粒，堵塞换热元件通道，增加空预器阻力并影响换热效果。

5.4烟气温度的影响

5.5蜂窝式催化剂尺寸选型

5.5.1、催化剂尺寸数据

（1）比表面积计算时，不计算催化剂外侧四周及两端面的面积。外侧四周在模块箱中被硅酸铝纤维板覆盖，不与烟气接触，几乎不参与催化作用，仅抗耐磨。

（2）结合烟气在催化剂孔的停留时间、烟尘沉降、SCR投资成本等因素，催化剂孔内烟气流速一般控制在6-7m/s范围内。由此可以计算单层催化剂模块数量的最大值和最小值。

5.5.2、催化剂孔数确定

5.6催化剂体积计算

由于危险废物具有易燃性、腐蚀性、反应性、毒性、感染性等，会对人、动植物、环境等造成损害。这就要求危废处置单位要对危废有全面把控。本文主要对危废预接受、运输、接受、储存、处置等过程及相关问题进行阐述。

一、危废预接受

危废处置单位业务员负责与产废单位对接，了解危废名称、代码、产生过程、形态等，然后与技术部对接，由技术部取样分析，根据热值、硫氯、形态、预处理难易程度等决定是否接受及焚烧成本核算。业务员根据技术部信息与产废单位签订危废处置合同，合同内容具体包括：

①合同编号；②危废类别、代码、约束条件；③危废处置单位及产废单位权利及义务；④危险处置结算；⑤合同期限；⑥合同违约责任；⑦危废处置单位及产废单位单位盖章签字。

二、危废运输

业务员根据产废单位的要求，将运输申请提报运输专员。运输专员根据库存情况及领导要求合理安排运输计划并将信息告知运输公司，运输公司根据时间、地点等信息，按照要求将危废运输到危废处置公司。运输要求如下：

①运输危险废物的车辆必须“四证齐全”：道路危险货物运输许可证、运输车辆运营证、运输车辆驾驶员证、押运员证；②禁止危险废物与旅客在同一运输工具上载运；③在押运员和司机的共同监督下，将客户废物按照危险化学品道路规定运输到公司，运输过程中GPS系统始终保持开启状态；④驾驶人员不得擅自改变危险废物运输作业计划，严禁擅自拼装与超载。

三、危废接受

危险废物到厂后由接受人员进行第一步检查，包括：包装合规性、表面清洁度、缠绕膜缠绕状况，标签情况、滴漏，及仓管员进行两步检查，主要根据以下几个方面决定是否接受：

①危废接受联单是否开具、种类代码是否在合同范围内；②危废接受单位、危废运输单位、转移日期等是否正确，产废单位是否盖章；③联单重量是否与实际重量相符；④转移联单种类代码是否与标签及实物相符；⑤标识标签张贴是否规范，包装是否有破损，泄漏情况的发生；⑥危废是否有混放现象，特别是不相容物料。

四、危废入库储存

仓库管理员根据危废种类，易燃性程度分类入库。储存要求必须满足《危险废物贮存污染控制标准》，主要如下：

①依法进行环境影响评价，完成“三同时”验收；②危险废物贮存场所应当设置警示标志及标签，消防设施以及管理制度；③贮存期限不超过一年；延长贮存期限的，报经环保部门批准；④是否混合贮存性质不相容而未经安全性处置的危险废物；⑤是否将危险废物混入非危险废物中贮存；⑥储存场地以混凝土、砖或经过防止腐化处理的钢材料进行建设，场所需要密闭且有通风口；⑦库区内必须有宽敞的人员行走通道便于货物进出和运输；⑧危废储存必须有专门的仓库，不得露天堆放等。

五、危废处置

5.1 预处理

危险废物形态分为固态、液态、胶水状等。而实际生产时很多危险废物无法直接进炉，必须经过预处理将废物转化成适合进料系统和工艺限制的形态，这样才能保障焚烧效率及运行稳定性，降低安全风险。

5.1.1 预处理方式主要包括

①改变物理及化学性质；②改变物理尺寸及包装形式；③均质化；④不同进料方式的分离

5.1.2 固态危废预处理方法主要包括

①对大块铁块、陶瓷块、玻璃等损坏破碎机刀片及影响正常焚烧的物料分选出来；②大件物料与容器的破碎；③粉末与液体物料混合，避免扬尘；④高危物料分包装边门处置。

5.1.3液态危废预处理方法主要包括

①上下分层物料的分离，保证物料均一性；②装换包装。

5.2 配伍

5.2.1配伍目的

①保证焚烧工况稳定，节省辅助燃料；②保证入炉废物组分满足要求；③提高设备的使用寿命。

5.2.2配伍方法

配伍严格依据实验室对进场待处理危险废物的理化性分析数据表进行：

①根据废物的热值、水分、挥发分、灰分进行热值配伍；②根据废物的酸性、碱性、重金属含量等进行有害成分配伍；③根据废物的钠、钾、磷化物含量搭配其它物质入炉，降低其浓度，保证设备正常运行。

六、固废综合利用中危险废物处理有效途径

6.1 加强宣传力度，提升危险废物认知

在固废综合利用中，对于危险废物处理需要扩大宣传力度，提升危险废物的认知和重视。结合国家相关法律法规和政策制度，推动工艺优化升级，尽可能减少废弃物总量，提升废弃物开发和利用效率。政府和环保部门建立合作关系，扩大宣传力度，实现企业产废申报登记，定期抽查企业的危险废物处理和管理成效，一旦发现问题可以及时处理。

6.2 提升监管基础与监管能力建设

首先，应该规范危险废物的建设项目环境影响评价工作，要加强对于环评机构的监管以及培训。环评机构的内部人员，不仅应该了解危险非常见的种类、危害、处理措施等，还应该深入了解我国在危险废物处理方面的政策与形势，保证以正确的方法和积极的态度来有效推进环评工作的开展。

其次，还要注重建设危险废物管理的基层团队，加大组织和培训的力度，帮助他们深入了解可持续发展的理念，学习习近平生态文明的思想。最后，还要增加危险废物处理综合能力的建设，从地方的领导到基层干部，都要有正确的工作理念与工作方式，严厉打击损害生态环境的行为，推进人与自然和谐发展，建设一支特别能吃苦、特别能战斗的生态环境保护团队。

6.3 政府部门积极完善危险废物的监督管理体系

一方面，政府部门工作人员需要完善危险废物的监督管理体系，对危险废物周边场地进行实时监测，及时了解周边生态环境状况，做好应对措施，强化管理力度。另一方面，政府部门工作人员需要深化危险废物规范化管理工作，加强危险废物产生、经营单位现场监管频次和力度，尽量做到日常监管，对监管中存在问题的企业及时处理，并做好跟踪检查工作，从而保证危险废物能够得到安全处置，降低对生态环境的破坏程度。

结束语

综上所述，在固废综合利用中对于危险废物的处理，应该不断推动危险废物处理技术和工艺创新，正确看待其中存在的不足，由专门机构和部门负责，全面落实监管责任，针对不同危险废物寻求合理的处理技术，以便于最大程度上降低资源损耗和环境污染，推动现代企业可持续发展。

污泥从来源上可分为市政污泥、工业污泥、疏浚污泥三类，其中市政污泥主要来自自来水厂和污水处理厂水处理所产生的污泥，工业污泥主要来自各工业行业生产过程及工业污水处理产生的污泥，疏浚污泥主要为城市黑臭水体治理、河道整治等清挖淤泥。由于我国污水未分流，城镇污水处理厂也承接了预处理后的工业废水，故我国污泥以市政污泥为主。

污泥有如下特点：一是高含水率，脱水前可达99%以上；二是有机物含量高，有难闻的恶臭味；三是重金属含量较高；四是含有大量的生物病菌。污泥不经过无害化处理而任意弃置，或简单填埋，会造成极大的环境污染，对人类健康和环境安全威胁甚大。

随着经济的发展和生活水平的提高，我国污水排放量日益增多，污水处理厂污泥产量快速增加。据测算，2016年我国污泥产量约4000万吨，预计2020年，全国污泥产生量将达到6000万吨。长期以来，我国污水处理存在着“重水轻泥”现象，市政污水的有效处理率从2001年就稳步保持在85%以上，而污泥安全处理处置率却不足30%。2016年12月国家发改委、住建部印发的《“十三五”全国城镇污水处理及再生利用设施建设规划》，明确要重视污泥无害化处理处置，要求到2020年，地级及以上城市污泥无害化处理处置率应达到90%。

1 污泥处理技术

1.1 我国污泥处理方式

目前主流的污泥处理技术路线有厌氧消化、好氧发酵、干化焚烧、热解碳化。污泥厌氧消化、好氧发酵后可用于土地利用，污泥干化焚烧后可用于建材利用或填埋。其中，干化焚烧是最为彻底的污泥处置方式，可最大限度减少污泥的体积，杀死一切病原体，解决污泥的恶臭问题。另一方面，经过脱水的污泥热值相当于褐煤的水平，可以回收能量用于发电和供热，实现能源最大化利用，降低处理成本。

1.2 污泥焚烧技术特点

污泥焚烧主要有单独焚烧、混合焚烧。单独焚烧投资较大，适合污泥处理规模较大的项目；混合焚烧处理规模取决于掺烧锅炉的容量和污泥掺烧比例。

单独焚烧有两种工艺：一是将污泥脱水后直接焚烧，这种工艺污泥含水量高，不利于着火燃烧，通常需添加辅助燃料，且焚烧效率低。其优点在于工艺简单，不需要太多预处理过程，易于控制，投资与运行成本低。另外一种，先对污泥进行干化处理，进一步降低污泥的含水率，提高其热值，再投入焚烧炉焚烧。其优点是燃烧过程不需要添加任何辅助燃料。但由于多了一道干化工序，且干化部分占投资比例较大，相比直接燃烧，投资大大提高。

混合焚烧就是将污泥与其他燃料，包括燃煤、生活垃圾、工业废渣一起燃烧处理，或将其按一定比例加入工业炉中焚烧，如加入水泥窑中焚烧。这样的处理方式优势在于同时处理多种工业、生活的废弃物，不必为焚烧污泥而专门建造锅炉，节省设备投资和燃料成本。利用水泥窑协同燃烧处理，可在不影响水泥品质的前提下，将污泥固定在水泥中，彻底处置污泥，节省设备投资的同时，又省去了处置污泥的流程。需注意的是，因含水率和热值的差别，掺烧污泥后会改变原有燃烧条件，且增加了烟气污染排放，要注意掺烧污泥的比例，确保对原有燃烧的影响控制在合理范围内，污染物排放符合排放标准。

1.3 污泥焚烧处理的问题

污泥焚烧最大的问题在于烟气污染物的排放。污泥中除了含有大量的氮、硫元素，燃烧时，会产生氮氧化物、二氧化硫等污染性气体，对环境安全和人体健康危害巨大。污泥燃烧产生大量的飞灰，粉尘污染严重。污泥中含有重金属，包括镉、汞、铅等。在温焚烧下，大部分金属都蒸发了，当烟气流冷却时，它们凝固在飞灰的颗粒表面。研究表明：78%～98%的Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn固定在飞灰中，98%的Hg随着烟气排放到大气中。这些重金属毒性巨大，在自然界中极难降解，若不处理，会对环境造成不可逆的污染。因此采用焚烧处理污泥，必须配置一套烟气处理装置，确保烟气排放符合排放标准，这也增加了投资成本，使系统更加复杂。

1.4 污泥干化技术分类

污泥干化的意义在于降低污泥含水率，提高污泥热值，使其达到可燃的标准。污泥干化方式有热干化、电干化、微波干化、太阳能干化等方式。其中，热干化方式技术成熟可靠，实际工程中被广泛采用。热干化技术是利用热介质（高温烟气、蒸汽、导热油等）加热污泥，使污泥中水分全部或部分蒸发。

根据换热方式，热干化可分为直接干化和间接干化两大类。直接干化就是干燥介质与污泥直接接触，进行对流换热。间接干化就是导热介质(导热油、蒸汽或空气)通入换热器中，通热传导加热污泥。导热介质在封闭回路中循环利用，与污泥没有接触。

直接干化的优点有：

（1）传热效率较高，水分蒸发速率较快；

（2）干化污泥含固率高，可达85%～95%。

直接干化的缺点有：

（1）热介质与污泥直接接触而受到污染，排出的废蒸汽及废水量大；

（2）所需的热传导介质体积庞大，能量消耗大；

（3）工艺复杂，臭味控制较难；

（4）粉尘含量高，易产生爆炸。

间接干化的优点有：

（1）介质不局限于气体，可用导热油等；

（2）尾气量较小，环保性能好；

（3）粉尘浓度较低，含氧量较低，安全性能好；

（4）电能及热能消耗较小。

间接干化的缺点有：

（1）传热效率较低；

（2）水分蒸发速率较低。

直接干化技术有：直接转鼓式、带式、流化床式等。

间接干化技术有：间接加热转盘式、圆盘式、螺旋式、薄层式、桨叶式等。

污泥干化方式门类众多，各种工艺都有利有弊，市场上都有实际应用业绩，尚未形成主流优势技术，污泥干化市场处于各技术“百花齐放”的状态。

2 污泥焚烧设备

目前我国的污泥焚烧主要是利用焚烧炉，主要炉型有立式多段炉、流化床焚烧炉和回转窑。

立式多段炉又称多膛炉，它是一个垂直圆柱形焚化炉，自上而下布置一系列水平绝热炉膛，可含有4～14个炉膛，从炉顶到炉底有一个可旋转的中心轴。从污泥焚烧过程来看，多膛炉可分为三个区域。顶部几层为干燥区，起干燥污泥的作用，温度约为425～760℃，经过此段，污泥含水率可降至40%以下。中部为污泥焚烧区，温度为760～925℃。其中上部为挥发分气体及部分固态物燃烧区，下部为固定碳燃烧区域。多膛炉最底部几层称缓慢冷却区，主要起冷却残渣并预热空气的作用，温度为260～350℃。

流化床焚烧技术是污泥焚烧利用最常用的技术，流化床焚烧炉主体设备是一个圆形塔体，下部设有分配气体的分配板，塔内装有一定量的耐热粒状载体，塔内壁衬耐火材料，污泥在流化床焚烧炉中的焚烧在两个区完成。一是床料流化区，在此区域中，污泥水分的蒸发、有机物分解；二是床料层上部的自由空旷区，相当于一个后燃室，在此区域中，污泥中的碳和可燃气体继续燃烧，直至燃尽。

回转窑采用卧式圆筒状，外壳一般用钢板卷制而成；内衬耐火材料。窑体的一端，设有螺旋状的进料口，可以添加污泥和其他物料，另一端设有废渣的排放口。窑内温度可通过控制燃料量进行调节，选用燃料不同，窑内温度也不同。这种回转窑操作空间充足，适用范围广，尤其适应于焚烧含水率较高的污泥。

流化床焚烧炉焚烧温度高，污泥在炉内有非常大的燃烧接触面积、强烈的湍流强度和较长的停留时间，污泥燃烧效率高，燃烧充分，燃尽度好。流化床炉处理量大，还可以自动调整污泥的投放速度，根据污泥来料量控制负荷。流化床也能实现自动调节，自动化程度高。因此，污泥焚烧炉以流化床为主流。

3 结语

污泥具有很大的危害，我国污泥产量逐年递增，对环境造成极大的影响。我国长期以来“重水轻泥”，污泥安全处理处置率不足30%，污泥资源化、无害化利用任重道远。干化焚烧是一种彻底的污泥处理处置方式，是污泥处理的重要方向。污泥焚烧最大的问题是烟气污染大，需考虑增加烟气处理设备。污泥干化工艺门类众多，各种工艺都有工程应用业绩。经过多年的发展，流化床燃烧成为污泥焚烧的主要方式。

一、碳源介绍

目前市面上常用的碳源：甲醇、乙酸、乙酸钠、面粉、葡萄糖、生物质碳源及污泥水解上清液等。在使用过程中，需要根据实际工程情况选择合适的碳源。现对各种常用的碳源进行对比，分析各种碳源的优缺点：

1、甲醇

甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势，在甲醇碳源不足时，存在亚硝酸盐积累的现象。以甲醇为碳源时的反硝化速率比以葡萄糖为碳源时快3倍，其最佳碳氮比（COD：氨氮）为 2.8～3.2 。

但甲醇作为外加碳源时，有以下3点问题需关注：

① 甲醇易燃，为甲类危化品，储存和使用均有严格要求。特别是其储存需报当地公安部门备案审批，手续繁琐。

② 微生物对甲醇的响应时间较慢，甲醇并不能被所有微生物利用，当甲醇用于污水处理厂应急投加碳源时效果不佳；

③ 甲醇具有一定的毒害作用，将甲醇作为长期碳源，对尾水的排放也会造成一定的影响。

2、乙酸钠

乙酸钠的优点在于它能立即响应反硝化过程，可作为水厂应急处置时使用。

乙酸钠由于是小分子有机酸盐的原因，反硝化菌易于利用，脱氮效果是最好的。通过实验发现，碳氮比在4.6时，可以达到稳定的脱氮效果，而且它的水解物为小分子有机物，能容易被微生物降解，反硝化响应时间快，而且无毒，能作为应急碳源。但是，它价格较贵，产泥率高，对污水厂的污泥处置会带来了一定的压力。

使用乙酸钠要考虑以下3点：

① 乙酸钠多为20%、25%、30%的液体，由于当量COD低，运输费用高，不能远距离运输。

② 产泥量大，污泥处理费用增加；

③ 价格较为昂贵，污水处理厂大规模投加乙酸钠几乎不可能。

3、乙酸

乙酸作为碳源，与乙酸钠类同。但作为工业化产品，用做碳源确实浪费。

但其弊端有四点：

①乙酸为乙类危化品，也是挥发性酸，是大气污染VOC的重要组成部分，环保部门监管多，储存条件要求高。

②多数污水处理厂远离乙酸厂，运输费用高，不能远距离运输。

③乙酸代谢后的氢离子有降低出水pH的可能。

④ 乙酸价格市场变化大，高价时做碳源价格昂贵，将乙酸应用于污水处理厂的大规模投加几乎不可能。

4、糖类

糖类外加碳源中，以面粉、蔗糖、葡萄糖为主，由于葡萄糖是最简单的糖，所以目前研究比较多。当碳源充足时，以葡萄糖为碳源的最佳碳氮比较甲醇为碳源时高得多，为 6∶1～7∶1。碳源对硝氮的比还原速率几乎没有影响，但是对亚硝氮的比积累速率影响较大，在研究中发现只有葡萄糖作为外加碳源时对亚硝氮的比累积速率没有影响。

以葡萄糖为代表的糖类物质作为外加碳源使得脱氮效果良好，可是，糖类作为多分子化合物，容易引起细菌的大量繁殖，导致污泥膨胀，增加出水中COD的值，影响出水水质，同时，与醇类碳源相比，糖类物质更容易产生亚硝态氮积累的现象。

但其弊端有二点：

①需要现场配置成溶液，劳动强度大，投加精准性差，大型污水处理厂无法使用。

②工业葡萄糖含杂质多，食品葡萄糖价格贵。

5、生物质碳源

随着污水脱氮要求的提高，新兴起专业生产碳源的企业，他们通过生物工程原理，对一些糖类、农产品废料等进行发酵，生产无毒无害的生物制品，主要组分是小分子有机酸、醇类、糖类。其较单一的化学品更容易被微生物利用，其使用成本比单一化学品便宜，具备极高的性价比。

但其弊端：

①产品的稳定性待提高，使用前需对每批次产品当量COD进行检测。

6、污泥水解上清液

生物转化挥发酸VFA 来源于污泥水解的上清液，由于水解所产生的 VFA 拥有很高的反硝化速率，碳源可以直接由污水厂内部提供，在污泥减容的同时还减少了碳源运输方面的问题，所以它是目前比较有优势的碳源。

对于污泥水解利用做外碳源的研究，目前不同的结论有很多，但总体认为它作为反硝化脱氮系统的碳源是一种很有价值的方法。可是，对于不同的污泥，不同的水解条件，所产生的VFA 的组分有较大的差别，而由于组分不同，又能引起反硝化速率的不同（这也是为何很多研究不一致的原因），所以，如何将污泥水解的产物VFA统一化研究应用，还是一个比较大的难题。

除此以外，若直接将水解污泥作为外碳源，还要考虑到污泥水解过程中氮磷的释放问题，这部分氮磷若以碳源的形式投加到污水中，势必会增加污水处理厂的氮磷负荷，如何解决这个问题，是利用污泥水解液的另一大难题

二、碳源的选择

目前，有的市政污水处理厂碳源投加费用居高，有的高达0.2-1.0元/吨，为降低污水处理的运行费用，必须选择性价比高的碳源。

1、以当量COD的单价来衡量碳源的价格

因各类碳源的组成成分不同，环保上通常以当量COD计算，一般采用万COD当量的计算方式，比如甲醇的当量COD为150万，即1吨的甲醇相当于1500公斤的COD当量，再换算成万COD当量的单价：

备注：

（1）以上单价仅供参考，因工业产品价格变动大，计算时以实际采购为准；

（2）因甲醇是危化品，公安部门严禁在污水处理厂储存；

（3）葡萄糖因容易造成污泥膨胀，出水COD升高，较少使用；

通过上表，发现乙酸钠的当量COD单价确实昂贵，这个也是目前污水处理厂碳源投加成本高的原因；甲醇是最具性价比的碳源，但当冬天来临采暖用甲醇时，甲醇的单价也可能上升到4500元/吨，如乙酸，有的时候出厂价高达4500元/吨。

2、碳源投加量的确定

各类碳源投加量都有一个相应的范围，以下为经验数据，可以通过实际情况确定碳源的投加量，但要在实际运行中要兼顾到亚硝态氮的累积和产泥率：

（1）甲醇：在甲醇投加量不足的情况下，会出现亚硝态氮的累积，理想的COD/N为4.3～4.7。有文献提到，甲醇为碳源时理想的COD/N为4.3～10.6。从实验结果发现，甲醇为碳源时，理想的投加量碳氮比大于5时，反硝化才能进行完全，硝态氮去除率可达95%，产泥率在0.35左右。

（2）乙酸钠：根据文献，在污水中加入乙酸钠作为碳源，碳氮比在4.6时，可以达到稳定的脱氮效果，而且它的水解物为小分子有机物，能容易被微生物降解，反硝化响应时间快，而且无毒，能作为应急碳源。但是，它价格较贵，产泥率高，对污水厂的污泥处置会带来了一定的压力。

（3）工业葡萄糖：阎宁经过实验发现，工业葡萄糖的理想碳氮比在6.4～7.5，比甲醇大得多，而且它是多分子有机物，不易被微生物所利用，容易导致出水中COD的上升，同时与甲醇、酒精相比，葡萄糖更易出现亚硝态氮的累积，因此，不建议大量使用葡萄糖作为碳源。

3、碳源的选择

在理论上，各类碳源都能保证出水总氮达到排放标准，但要考虑多个因素：

（1）碳源投加的成本

投加成本是碳源的当量COD价格+投加量的综合算法，需要理论计算加实际运行的投加量确定；

（2）碳源产泥率

投加碳源，必定会增加污泥的产量，而污泥处理成本很高，这个是选择碳源必须考虑到的重要一项。

（3）保证污水运行的稳定性

投加碳源目的是为了脱氮，因此在选择碳源的时候，要兼顾污水处理厂的运行稳定，如尽可能的避免污泥膨胀、出水COD升高、亚硝基氮累积等。

根据以上，碳源的选择，不是单纯的经济帐，而是与稳定运行实际相紧密结合的。科学的选择碳源，才能有效的降低污水处理厂的运行成本和污水处理厂的稳定运行。

三、结论

当前，国内绝大多数的市政污水处理厂面临着必须投加碳源和碳源成本高的现实，如何做到减少碳源投加和降低碳源成本，是污水处理行业面临着的共同问题，通过近几年碳源的使用实际使用情况，提出如下的建议：

（1）重塑厌氧池和缺氧池流态，促进池容近100%的利用，避免短流，提高混合效率和碳源利用率，尽量减少碳源投加或者不投加。

（2）新设计的污水处理厂可选用多级AO工艺，充分考虑碱度在污水处理中的重要作用，减少污泥内回流，达到更好的脱氮效果。

（3）碳源选择与投加，需要综合考虑各种因素，除碳氮比这个参数外，重点要考虑水的流态、碱度和水温这3方面的影响。

（4）根据目前的发展趋势，碳源的综合成本将成为污水处理厂首选，新兴的生物质碳源是综合碳源，利于生物降解，将逐渐占据主导地位，可以通过小规模的试用，避免走弯路。

（5）目前碳源的选择种类很多，也有外资品牌来抢占碳源的市场，在保证不产生二次污染的情况下，选择性价比最高的碳源作为首选碳源，乙酸钠可以作为应急碳源储备做应急使用。
  

小汤山再生水厂位于北京市昌平区小汤山镇，总服务面积70km2，一期规模7万m3/d，总变化系数1.34，一期占地6.19hm2，污水处理采用多段A2/O+浸没式超滤膜+臭氧+次氯酸钠消毒工艺，污泥采用离心脱水处理，臭气采用生物除臭。出水可用于城市杂用水及景观用水。

1设计水质及工艺流程

1.1进出水水质

小汤山再生水厂的进水水质主要依据小汤山污水处理厂2013年1～11月实测的进水水质，并结合《污水排入城镇下水道水质标准》(CJ343—2010)确定;出水水质根据《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB11/89o一2012)规定的新(改、扩)建城镇污水处理设施基本控制项目排放限值B标准，《城市污水再利用城市杂用水水质》(GB/T18920—2002)和《城市污水再利用景观环境用水水质》(GB/T18921—2002)标准确定，主要出水指标(BOD、COD、NH。一N、TP)可到地表水IV类水体标准。进出水水质见表1。

表1小汤山再生水厂进出水水质

1.2工艺流程

该水厂主要去除有机物、悬浮物、氮、磷等污染物，同时改善出水色度。原水可生化性好，碳源丰富，可采用生物脱氮除磷工艺，深度处理采浸没式超滤膜+臭氧消毒，进一步去除悬浮物及色度。工艺流程见图1。

图1小汤山再生水厂工艺流程

2设计理念

选择经济、合理、安全的技术方案及高效、实用的工艺设备，实现污水再生水利用、节能减排的目标;合理布局，节约用地，与周边环境相协调，同时考虑近、远期合理衔接;通过节能产品应用、景观提升等方式，打造集生产、产品推广、青少年科普教育、生态恢复、再生水的运用展示于一体的再生水厂。

3设计难点及特点

3.1占地小、水质要求高

根据《城市污水处理工程项目建设标准》(建标(2001~77号)，小汤山再生水厂建设规模类别为IV类(5万～10万rrl。/d)，工程允许的建设用地面积为7.6～9.6hm2，而小汤山再生水厂实际批复用地仅6.19hm2，用地紧张。

该水厂是第一批执行《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB11/890—2012)的水厂，出水部分指标达地表水IV类水体标准，可用于城市杂用水及景观用水，水质要求高。

近年来，我国经济持续稳定发展，同时垃圾数量也迅速增长。随着我国社会的发展和进步，不少城市已建设或者拟建设生活垃圾焚烧厂，采用垃圾燃烧发电的方法处理难以处理的垃圾，不仅可以让垃圾变废为宝，而且实现了垃圾处理的无害化和资源化。

垃圾焚烧烟气净化是垃圾发电项目的重要一环。目前，垃圾焚烧后产生的烟气中含有大量烟尘、HCl和 SO2等酸性气体、重金属以及有害物质二噁英等，烟气净化处理流程以脱酸系统和除尘系统的组合为主，最终实现烟气脱酸除尘的目的。

1 项目概况

1.1设计依据

根据我国《城市生活垃圾焚烧处理工程项目建设标准》和《生活垃圾焚烧处理工程技术规范》（CJJ90-2009）的规定，拟采用半干法旋转喷雾干燥净化的工艺流程，同时配备机械旋转喷雾干燥脱酸反应塔外加活性炭吸附和布袋除尘装置。另外，采用选择性非催化还原法脱除烟气中的氮氧化物。

本项目综合处理生活垃圾量 650 t/d，其中焚烧处理生活垃圾量为 530 t/d；协同处理市政污泥 50 t/d，其中焚烧处理污泥 20 t/d。配套建设 2×550 t/d 循环流化床垃圾焚烧处理线烟气净化系统设备。焚烧工艺为循环流化床锅炉，烟气参数如表 1 所示。

表 1 焚烧烟气相关参数

1.2总体流程

根据项目实际基础数据，初步设计出的工艺流程为，烟气处理工艺为炉内 SNCR ＋静电除尘＋旋转喷雾半干法＋消石灰干法喷射＋活性炭喷射＋袋式除尘。工艺流程如图 1 所示。

 

图 1 垃圾焚烧烟气净化技术总体工艺流程

锅炉出口烟气进入静电除尘器，进行初步烟尘脱除。初步除尘后的烟气从脱硫反应塔顶部进入，同时石灰浆液经高速旋转的雾化器均匀地喷入反应塔内。石灰浆与自下而上的烟气流中的 HCl、SOx、HF 等酸性气体进行反应。喷射的石灰浆液吸热蒸发并生成干燥粉末状反应物 CaCl2、CaF2、CaSO3及 CaSO4等。旋转喷雾脱硫后的烟气进入布袋除尘器，进一步脱除烟尘，并经烟囱排放。

2 脱硫脱硝工艺选择

2.1脱硫技术

旋转喷雾干燥法脱硫工艺具有设备简单、投资和运行费用低、占地面积小等优势，脱硫效率可以保持在75% ～ 90%。喷雾干燥吸收法的烟气脱硫工艺简单，包括吸收剂浆液的制备、喷雾干燥吸收和布袋除尘三部分。

未经处理的热烟气通过气体分布器进入喷雾干燥吸收塔，与微小的石灰浆液滴接触。烟气中的酸性组分迅速被细小的碱性液滴中和，脱出烟气中的 HCl、SO2和SO3，同时烟气中的水分被蒸发。

合理地控制烟气分布、浆液流量和液滴尺寸，以确保液滴在接触喷雾干燥吸收塔塔壁之前被干燥，干燥产物包括飞灰和吸收反应产物，落入吸收塔底部，进入粉尘输送系统。处理后的烟气进入布袋除尘器，收集固体颗粒，从颗粒收集器出来的烟气通过引风机送入烟囱排放。

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一、消毒方法介绍

1.1臭氧法

臭氧是一种高效消毒剂，能够脱色除味，也能氧化降解有机物。由3个氧原子构成的臭氧分子，由于其不稳定的性状特征，在溶于水之后将分解产生性质十分活泼、具有强氧化性的新生态原子氧，能够迅速分解水中微生物和有机物，单原子氧与水结合生成羟基自由基，具有强氧化性和催化性，能充分降解水中有机物，其反应如下：

O3→O2+[O]

[O]+H2O→2[OH]

因为臭氧拥有很高的还原电位，能够破坏分解细菌的细胞壁、细胞膜、组织结构的蛋白质、核糖核酸等，最终杀死细胞。此外，臭氧还能有效除藻杀菌，经过研究表明，传统的氯化消毒对水中有些致病菌如隐孢子虫和贾地鞭毛虫等的灭活效果较差，而臭氧的灭活效果较好。臭氧消毒接触时间短、效率高，受pH值、氨氮、温度等因素影响小。但是其工艺确定也很明显，臭氧的半衰期较短，无法维持管网中的消毒效果；消毒后的水中的生物可同化有机碳（AOC）上升，细菌可能再度繁殖；臭氧不易储存，通常现场制取使用，设备投资及运行成本高；能够与水中溴化物和碘化物反应，产生对人体有害的消毒副产物溴酸和碘酸盐。

1.2紫外线法

研究表明紫外光在UVC（280~200nm）的波段具有良好的杀菌效果，260nm附近具有最高的杀菌效率。其原理是通过紫外线光子的能量破坏水体中各种细菌、病毒以及其他致病微生物的遗传物质DNA、RNA，光子的能量可以使得DNA中各种结构键断裂或发生化学聚合反应，从而达到使其失去活性丧失继续复制转录的能力，达到消毒的目的。因此紫外线消毒法是一种物理消毒法，无需任何化学药剂，也避免了化学残留和副产物的二次污染问题。

紫外线消毒法优点如下：快速高效，占地面积小，安全性高，易于管理维护，使用中无需添加任何药剂，无消毒副产物残留；广谱杀毒，对病毒、细菌等病原体微生物均有效果；与化学法相比，受到环境影响小，性能稳定；投资小，运行费用低，维护简便。但其缺点也很明显，不具有持续的消毒能力，当水体离开紫外照射区域后，残存细菌可能再度繁殖污染水体；当水中悬浮物过多，要吸收紫外线能量，是消毒效果难以保障；抗水力负荷能力弱，水两边打，辐射能力难以调节，接触时间变短，消毒效果差。

1.3二氧化氯法

二氧化氯作为被世界卫生组织（WHO）列为A1级安全高效消毒剂，是含氯消毒剂中的唯一高效消毒剂。其消毒机理是利用水中分子态的二氧化氯，其中性的特点可轻易穿透微生物的细胞壁，能够氧化微生物中的蛋白质，使酶丧失活性，破坏蛋白质合成，最终杀死细菌。

研究表明二氧化氯与其他试剂相比，其氧化还原电位较高，仅次于臭氧，相较于传统的液氯消毒，虽然投资更多，运行费用高，但是产生三卤甲烷等消毒副产物较少，且二氧化氯的有效氯含量为263%，其氧化性是液氯的2.6倍，杀菌效果明显高于液氯。此外，二氧化氯除对一般细菌有杀灭作用外，对芽孢、病毒、藻类、铁细菌、硫酸盐还原菌和真菌均有很好的杀灭作用。二氧化氯消毒对处理水环境的适应性较强，受到的pH值影响较小，在含氨废水的消毒是不会同水中氨发生反应，消毒效果不受影响。

并且，由于其副作用较少，同时可以持久地存在于水体中，更适合作为长效的消毒手段。

但是其制备需要用到盐酸和氯酸钠，接触盐酸蒸气或烟雾，可引起急性中毒，出现眼结膜炎，鼻及口腔粘膜有烧灼感，鼻衄、齿龈出血，气管炎等。误服可引起消化道灼伤、溃疡形成，有可能引起胃穿孔、腹膜炎等。眼和皮肤接触可致灼伤。慢性影响：长期接触，引起慢性鼻炎、慢性支气管炎、牙齿酸蚀症及皮肤损害。 环境危害： 对环境有危害，对水体和土壤可造成污染。 燃爆危险： 本品不燃，具强腐蚀性、强刺激性，可致人体灼伤。

盐酸属于第三类易制毒化学品，需要到当地公安机关进行备案，然后申请办理易制毒备案证明，持证明才可以和有资质的厂家进行购买。购买后需要专门的仓库进行存放，存放处需专人管理并安装监控，要有详细的进出库和使用记录，需要专门车辆进行运输。

氯酸钠属危险化学物品，根据《危险化学品安全管理条例》受公安部门管制。

二氧化氯虽然原材料费用不高，但是需要加热和动力水，间接运行费用高。

1.4三氯异氰尿酸法

白色结晶性粉末或粒状固体，具有强烈的氯气味，含有效氯在90%以上，三氯异氰尿酸属于氯代异氰尿酸类化合物，是较重要的漂白剂、氯化剂和消毒剂。它与传统氯化剂( 如液氯、漂白粉、漂粉精) 相比，具有有效氯含量高，贮运稳定，成型和使用方便，杀菌和漂白力高，在水中释放有效氯时间长，安全无毒等特点，广泛用于食品加工、饮用水消毒，养蚕业和水稻种子的消毒，几乎对所有的真菌、细菌、病毒芽孢都有杀灭作用，对杀灭甲肝、乙肝病毒具有特效，对性病毒和艾滋病毒也具有良好的消毒效果，使用安全方便。现己在工业片水、游泳池水、清洗剂、医院、餐具等用作消菌剂：在养蚕及其他养殖中用作灭菌剂。

三氯异氰尿酸投加方便，无需动力水和加热，可直接溶于水后投加，具有可靠的消毒效果指示。

综上所诉，三氯异氰尿酸做为消毒剂具有运输存储方便、无毒、投加简单、运行稳定等优点，所以我们选择作为使用的消毒剂。

1.5次氯酸钠法

次氯酸钠是一种强氧化剂，它能进入生物体内，破坏蛋白酶，有很强的灭菌和漂白作用，因此常常用于医疗含菌污水的消毒处理。其原理是利用次氯酸根与水反应生成弱电解质的HOCl，其消毒机理与液氯消毒相同。通常次氯酸钠的获取方法有两种，一种是直接购买次氯酸钠消毒剂，另一种是利用次氯酸钠发生器通过电解氯化钠溶液现场制备次氯酸钠。通常设计者会根据废水量决定采用哪种工艺，大型医院通常采用次氯酸钠发生器来制备次氯酸钠。发生器的工作原理较为简单，制备一定浓度的稀盐水泵入电解槽进行循环电解，其电解反应式如下：

阳极 2Cl—-2e=Cl2

阴极 2H++2e=H2

二次反应：Cl2+2NaOH=NaClO+NaCl+H2O

利用次氯酸钠发生器制备次氯酸钠，可确保消毒液的浓度和杀菌能力，同时解决了消毒剂容易变质不易保存的问题，减少了运输和存储成本。

1.6 单过硫酸氢钾法

过硫酸氢钾复合盐是一种非氯氧化消毒剂，其水溶液接近中性，溶解于水后产生各种高能量，高活性的小分子的自由基、活性氧衍生物等过氧化氢的衍生物，干扰病原体DNA、RNA合成，使病原体蛋白质变性凝固，从而杀灭病原体。过硫酸氢复合盐成分复杂，主要包括过硫酸氢钾、硫酸氢二钾和硫酸钾等形式复合物，属于以硫酸根自由基为基础的强氧化火星杀菌成分。过硫酸氢钾复合盐易溶于水，一旦溶于水中即产生丰富的活性氧，羟基自由基等高能量、高活性的小分子物质，能对各种微生物进行破坏甚至杀灭。过硫酸氢钾复合盐作为水处理消毒剂具有很强的氧化能力，可以杀灭水中微生物，去除污水中的有机物。

医疗废水消毒作为医疗废水处理中的一个重要环节越来越受到人们的重视，选取适当的消毒方式直接影响到消毒效果和运行成本的控制。

一、消毒方法介绍

1.1臭氧法

臭氧是一种高效消毒剂，能够脱色除味，也能氧化降解有机物。由3个氧原子构成的臭氧分子，由于其不稳定的性状特征，在溶于水之后将分解产生性质十分活泼、具有强氧化性的新生态原子氧，能够迅速分解水中微生物和有机物，单原子氧与水结合生成羟基自由基，具有强氧化性和催化性，能充分降解水中有机物，其反应如下：

O3→O2+[O]

[O]+H2O→2[OH]

因为臭氧拥有很高的还原电位，能够破坏分解细菌的细胞壁、细胞膜、组织结构的蛋白质、核糖核酸等，最终杀死细胞。此外，臭氧还能有效除藻杀菌，经过研究表明，传统的氯化消毒对水中有些致病菌如隐孢子虫和贾地鞭毛虫等的灭活效果较差，而臭氧的灭活效果较好。臭氧消毒接触时间短、效率高，受pH值、氨氮、温度等因素影响小。但是其工艺确定也很明显，臭氧的半衰期较短，无法维持管网中的消毒效果；消毒后的水中的生物可同化有机碳（AOC）上升，细菌可能再度繁殖；臭氧不易储存，通常现场制取使用，设备投资及运行成本高；能够与水中溴化物和碘化物反应，产生对人体有害的消毒副产物溴酸和碘酸盐。

1.2紫外线法

研究表明紫外光在UVC（280~200nm）的波段具有良好的杀菌效果，260nm附近具有最高的杀菌效率。其原理是通过紫外线光子的能量破坏水体中各种细菌、病毒以及其他致病微生物的遗传物质DNA、RNA，光子的能量可以使得DNA中各种结构键断裂或发生化学聚合反应，从而达到使其失去活性丧失继续复制转录的能力，达到消毒的目的。因此紫外线消毒法是一种物理消毒法，无需任何化学药剂，也避免了化学残留和副产物的二次污染问题。

紫外线消毒法优点如下：快速高效，占地面积小，安全性高，易于管理维护，使用中无需添加任何药剂，无消毒副产物残留；广谱杀毒，对病毒、细菌等病原体微生物均有效果；与化学法相比，受到环境影响小，性能稳定；投资小，运行费用低，维护简便。但其缺点也很明显，不具有持续的消毒能力，当水体离开紫外照射区域后，残存细菌可能再度繁殖污染水体；当水中悬浮物过多，要吸收紫外线能量，是消毒效果难以保障；抗水力负荷能力弱，水两边打，辐射能力难以调节，接触时间变短，消毒效果差。

1.3二氧化氯法

二氧化氯作为被世界卫生组织（WHO）列为A1级安全高效消毒剂，是含氯消毒剂中的唯一高效消毒剂。其消毒机理是利用水中分子态的二氧化氯，其中性的特点可轻易穿透微生物的细胞壁，能够氧化微生物中的蛋白质，使酶丧失活性，破坏蛋白质合成，最终杀死细菌。

研究表明二氧化氯与其他试剂相比，其氧化还原电位较高，仅次于臭氧，相较于传统的液氯消毒，虽然投资更多，运行费用高，但是产生三卤甲烷等消毒副产物较少，且二氧化氯的有效氯含量为263%，其氧化性是液氯的2.6倍，杀菌效果明显高于液氯。此外，二氧化氯除对一般细菌有杀灭作用外，对芽孢、病毒、藻类、铁细菌、硫酸盐还原菌和真菌均有很好的杀灭作用。二氧化氯消毒对处理水环境的适应性较强，受到的pH值影响较小，在含氨废水的消毒是不会同水中氨发生反应，消毒效果不受影响。

并且，由于其副作用较少，同时可以持久地存在于水体中，更适合作为长效的消毒手段。

但是其制备需要用到盐酸和氯酸钠，接触盐酸蒸气或烟雾，可引起急性中毒，出现眼结膜炎，鼻及口腔粘膜有烧灼感，鼻衄、齿龈出血，气管炎等。误服可引起消化道灼伤、溃疡形成，有可能引起胃穿孔、腹膜炎等。眼和皮肤接触可致灼伤。慢性影响：长期接触，引起慢性鼻炎、慢性支气管炎、牙齿酸蚀症及皮肤损害。 环境危害： 对环境有危害，对水体和土壤可造成污染。 燃爆危险： 本品不燃，具强腐蚀性、强刺激性，可致人体灼伤。

盐酸属于第三类易制毒化学品，需要到当地公安机关进行备案，然后申请办理易制毒备案证明，持证明才可以和有资质的厂家进行购买。购买后需要专门的仓库进行存放，存放处需专人管理并安装监控，要有详细的进出库和使用记录，需要专门车辆进行运输。

氯酸钠属危险化学物品，根据《危险化学品安全管理条例》受公安部门管制。

二氧化氯虽然原材料费用不高，但是需要加热和动力水，间接运行费用高。

1.4三氯异氰尿酸法

白色结晶性粉末或粒状固体，具有强烈的氯气味，含有效氯在90%以上，三氯异氰尿酸属于氯代异氰尿酸类化合物，是较重要的漂白剂、氯化剂和消毒剂。它与传统氯化剂( 如液氯、漂白粉、漂粉精) 相比，具有有效氯含量高，贮运稳定，成型和使用方便，杀菌和漂白力高，在水中释放有效氯时间长，安全无毒等特点，广泛用于食品加工、饮用水消毒，养蚕业和水稻种子的消毒，几乎对所有的真菌、细菌、病毒芽孢都有杀灭作用，对杀灭甲肝、乙肝病毒具有特效，对性病毒和艾滋病毒也具有良好的消毒效果，使用安全方便。现己在工业片水、游泳池水、清洗剂、医院、餐具等用作消菌剂：在养蚕及其他养殖中用作灭菌剂。

三氯异氰尿酸投加方便，无需动力水和加热，可直接溶于水后投加，具有可靠的消毒效果指示。

综上所诉，三氯异氰尿酸做为消毒剂具有运输存储方便、无毒、投加简单、运行稳定等优点，所以我们选择作为使用的消毒剂。

1.5次氯酸钠法

次氯酸钠是一种强氧化剂，它能进入生物体内，破坏蛋白酶，有很强的灭菌和漂白作用，因此常常用于医疗含菌污水的消毒处理。其原理是利用次氯酸根与水反应生成弱电解质的HOCl，其消毒机理与液氯消毒相同。通常次氯酸钠的获取方法有两种，一种是直接购买次氯酸钠消毒剂，另一种是利用次氯酸钠发生器通过电解氯化钠溶液现场制备次氯酸钠。通常设计者会根据废水量决定采用哪种工艺，大型医院通常采用次氯酸钠发生器来制备次氯酸钠。发生器的工作原理较为简单，制备一定浓度的稀盐水泵入电解槽进行循环电解，其电解反应式如下：

阳极 2Cl—-2e=Cl2

阴极 2H++2e=H2

二次反应：Cl2+2NaOH=NaClO+NaCl+H2O

利用次氯酸钠发生器制备次氯酸钠，可确保消毒液的浓度和杀菌能力，同时解决了消毒剂容易变质不易保存的问题，减少了运输和存储成本。

1.6 单过硫酸氢钾法

过硫酸氢钾复合盐是一种非氯氧化消毒剂，其水溶液接近中性，溶解于水后产生各种高能量，高活性的小分子的自由基、活性氧衍生物等过氧化氢的衍生物，干扰病原体DNA、RNA合成，使病原体蛋白质变性凝固，从而杀灭病原体。过硫酸氢复合盐成分复杂，主要包括过硫酸氢钾、硫酸氢二钾和硫酸钾等形式复合物，属于以硫酸根自由基为基础的强氧化火星杀菌成分。过硫酸氢钾复合盐易溶于水，一旦溶于水中即产生丰富的活性氧，羟基自由基等高能量、高活性的小分子物质，能对各种微生物进行破坏甚至杀灭。过硫酸氢钾复合盐作为水处理消毒剂具有很强的氧化能力，可以杀灭水中微生物，去除污水中的有机物。

医疗废水消毒作为医疗废水处理中的一个重要环节越来越受到人们的重视，选取适当的消毒方式直接影响到消毒效果和运行成本的控制。

在此，回忆在人类的传染史中，还有一种传染病为霍乱，

霍乱就是通过水源传播的，是人类将排泄物倒入水中污染了水源才滋生了霍乱。1817年至今，霍乱总计爆发了7次，仅仅是中国的死亡人数就达到了1300万人，全球死亡人数保守估计为1.4亿人。得了霍乱这个病，会拉肚子，一直拉到死为止。

通过水源传播的造成的危险性及其大。

因此，当我们发现了粪口传播，我们不得不高度警惕，倘若该新型冠性病毒，进入水环境，将对我们人类造成多么大的影响。

对此，在2015年7月，三位国内外学者联合发布了“Emerging InvestigatorsSeries: The source and fate of pandemic viruses in the urban water cycle”为题目的英文学术论文，用以研究城市水循环中大流行病毒的来源和归宿。近日，北控水务技术委员会委员、北控水务中部区总工孙晓航和带领的技术团队将此论文翻译，里面有很多关于2003年非典期间的SARS病毒对水环境的影响，进行了大量的分析，很多值得我们借鉴。

美国环保署发布的地表水处理规范和地下水处理规范。除了普通的肠道病毒，污水中还含有大量的其他病毒。例如，在未处理的污泥和B类生物固体中，超过80%的样本中含有冠状病毒的基因，

SARS-CoV于2003年在香港出现，并引起严重的下呼吸道疾病，死亡率高。在香港的一座公寓内，一共确诊319例病例，病毒借助雾化的粪便，通过公寓大楼中的通风管爆发和传播。尽管主要表现为呼吸系统疾病，但在感染者的粪便检测出了SARS-CoV RNA，不同人群的检出率在16%-97%之间。出现腹泻的患者检出率为23%-73%，特别是患病的第一周。

基于现有数据，目前正在传播的人类冠状病毒对城市水循环系统造成重大威胁的可能性较低。话虽如此，如果未来出现像SARS-CoV这样高毒性的新型冠状病毒，仍可能对水和污水处理行业构成挑战。

基于以上， 2019新型冠状病毒，正是SARS的一种新的类型，那么它对水和污水处理的风险值得深入研究。

在中国城市内，一般粪便或尿液通过管道进入化粪池，再通过官网，输入到市政污水处理厂。而化粪池的渣渣则通过环卫工人清掏之后送至垃圾场处置，那么可能将病毒一边带入到市政污水厂，一边带入到垃圾处理厂，一般为垃圾填埋场或焚烧厂，然后再深入到垃圾渗滤液处理系统。

而若包括农村在内的粪便或尿液，处理率并没有达到100%，在农村，仍然是有一部分的粪便污水直接渗漏到地下，排放到地表水中。这些水会直接暴露，可能会在地表中捕鱼等，这些都可能造成一定的病毒传播。

那么，将冠状病毒带到污水处理场或垃圾渗滤液处理厂后，是否能够将冠性病毒去除或消灭？要看污水厂或渗滤液处理厂采用的处理工艺了。

在“Emerging Investigators Series: The source and fate ofpandemic viruses in the urban water cycle”为题目的英文学术论文中提出：

活性污泥中的去除依靠二级处理工艺中二沉池，池内固体吸附病毒，随后使其失活。最后的消毒步骤对于减少污水中的感染性病毒数量至关重要，但即使是经过消毒的污水也可能包含感染性病毒。在另一项对五座污水处理厂的调研中发现，从进水到消毒出水，感染性病毒的对数去除率在1.9到5.0之间。每个污水处理厂出水中均监测到了感染性病毒。

另外是固相，在固相处理中，与中温消化法和高温消化法相比，用热干化和堆肥法处理污泥可显着降低最终产物中的病毒水平。一旦施用于土地，吸附在污泥上的病毒就会渗出。也有证据表明，在土地施用过程中，污泥中的病毒被雾化，导致空气传播的巨大风险。应该再次强调，所有关于污水处理中病毒归宿的研究都集中在非包膜病毒（冠性病毒）上。

感染性病毒经常也会被潜在因素会导致病毒失活，包括阳光，氧化物，微生物捕食等等。那么在垃圾渗滤液工艺中，还有蒸发工艺，氧化工艺等工艺，能够使病毒失活，还需要根据实际水样分析研究。

由于自然水体可能是流感病毒的环境储存库，因此对自然水体中的包膜病毒的研究主要集中在禽流感病毒上。禽流感病毒在冰冻的自然水体样本中可以存活数月至数年。该病毒在pH7.4和8.2之间最稳定，在pH 6.5以下和pH10以上迅速失活。

凝结-絮凝-沉降过程在去除H5N1流感病毒方面效果不佳或处理效果不够稳定。超滤可有效去除H5N1病毒，而噬菌体MS2是这个过程的有效替代品。另一方面，SARS-CoV，在紫外线消毒的后仍然存在。氯消毒对水样中流感病毒的灭活效果良好。

那么，2019新型冠状病毒，采用氯消毒效果应该会更好。

总之，对于2019新型冠状病毒，对水环境，对垃圾渗滤液是否会造成影响？是否会对人类造成大的安全风险，是需要学者进行研究和评估的。

提醒我们一定要注意卫生，在水处理过程中，要高度注意防护，工作完成后立即洗手。

农村活性污泥中毒事件主要来自于农民把大量农药冲入污水处理系统和含有大量化学药剂的工业废水溢入一体化设备。一体化设备本身可降解有机会浓度就不足，活性污泥生长状态不佳，加之有毒污水的流入，出现中毒现象也就可以理解了。

活性污泥中毒的判断要点有哪几种呢？

1，通过显微镜来观察。第一需要观察活性污泥中原生动物的死亡。原生动物以楯纤虫为代表。如果楯纤虫全部消失，可以判断出是否有有毒污水流入了一体化设备。楯纤虫死亡后6个小时，尸体会被水解消失。所以通过原生生物的消失来判断活性污泥是否中毒。

2，通过活性污泥的沉降比来判断。中毒的活性污泥首先表现出来的现象是，活性污泥的沉降比降低，原后生动物的死亡。活性污泥为了保全菌胶团的活性，将牺牲菌胶团外围的细菌，所以外围死亡的细菌会游离出来，分布到设备的污水中。同时活性污泥粗大的菌胶团也会发生解体而变细变小。这时候我们会发现水中有不少的无法沉降的细小颗粒。活性污泥絮凝变差，絮凝耗时长。

3，液面浮渣来判断。活性污泥中毒之后，死亡的菌胶团会在曝气的作用下形成液面浮渣。操作人员需要观察液面浮渣的特征来判断活性污泥中毒情况。比如：液面浮渣稀薄松散，色泽灰暗，活性细菌中毒后不会有鲜艳的活性污泥色泽，死亡了的活性污泥相互之间吸附能力没有了，所以浮渣也非常松散。

4，检测溶解氧DO变化状态。当活性污泥中毒后，随着活性污泥细菌的死亡不断减少，我们会发现曝气池混合液的溶解氧DO在曝气量不变的情况下，DO溶解氧逐渐上升。同时有机物的除去率在逐渐下降。这个趋势也是我们判断活性污泥中毒的主要依据。

5，设备出水的变化。活性污泥中毒后，出水检测将发现COD浓度不断升高，这是因为水中混合了大量解体了的活性污泥。并且出水浑浊。

前面讲了活性污泥中毒后的处理对策。我将在后面一文讲述活性污泥中毒后的处理对策。

在做农村污水处理的项目时，一体化设备难免遇见活性污泥中毒的状况。在上篇文章我们分析了活性污泥中毒后的表现。现在我们分享一些活性污泥发生中毒后的对策。这对迅速恢复活性污泥的性能，避免对活性污泥出现毁灭性至关重要。

当我们第一时间判断出活性污泥中毒后，需要采取的办法有以下几种。

1，第一时间阻断有毒的污水进一步进入。这是处理活性污泥中毒整个过程中最重要的一步。一体化设备内的活性污泥中的生物对毒素的承受能力是有限的，长期高浓度的有毒物质流入，很容易造成设备中活性污泥死亡现象。为了避免这个情况的产生，我们第一时间要找到毒素的源头。这个对于小规模污水处理设备来说并不困难。切断毒素的来源。

2，对于已经进入设备的有毒物质，操作人员要第一时间对有毒物质的混合液进行稀释。因为活性污泥对不同浓度的毒素有一点的抗冲击能力。如果发现的及时，可以把未中毒的末端回流到生化池的首段。

3，利用排泥方法来达到抗冲击有毒物质的冲击。主要操作是排出废弃受损或者已经死亡了的污泥，补充新生的活性污泥，来提高当前活性污泥的活性。排泥的多少要通过食微比来决定，以最大控制在F/M=0.5左右为最合理！

1医院污水的水量、水质

1.1水量

医院的污水排放量往往是由医院的用水量所决定，医院的用水量又与医院的规模大小，设备多少，住院人数等一些医院的功能作用有着极为密切的联系，并且与医院的管理制度和地域气候条件也有着一定的关系。根据实际的调查显示，一个医院的污水排放量通常是正常用水量的80%左右，当然也存在着一定的偏差，比如在碰到大型事故需要紧急手术或者是一些科学研究时，污水排放量就会得到一定的增加，但是一般来说都基本维持在一个稳定的阶段。大型医院每床的污水排放量通常维持在800L/d，中型医院大多数都是560L/d，小型医院则为200L/d。并且相对来说在一年四季之中，夏季的污水排放量较多，是其余季节无法媲美的，这主要是由于夏季气候的因素，导致用水量的增多，最终使得污水排放量得到一个明显的提升。同时，在医院污水排放主要集中在两个时间点，第一个是上午的7:00～9:00，人们正处于一个刚刚苏醒的状态，对于用水的需求较大，而第二个则是在晚上6:00～8:00左右，处于一个晚饭时期也是人们即将入睡的一个阶段，所以会导致污水排放量增多。

1.2水质

医院的污水水质常常具有较多的病菌、细菌以及寄生虫，这也是为什么对医院污水排放所给予较高重视的原因，一旦医院污水处理不到位，就会引起人们的各种疾病，危害人们的身心健康。同时，医院的污水中还含有各种药物的残渣、消毒剂或者是放疗中所产生的一些化学元素，对于自然环境也会产生极为严重的破坏，影响我国可持续发展战略的实施和推动。根据相关部门的统计和调查，在医院污水排放中占据最多的就是肠道致病菌，有着30%～100%的占据率，容易引起相关的肠道疾病，对人们的身体健康产生危害。

在当前医院的污水排放中主要根据污水的水质划分为三种类型，第一种是传染病菌污水，指带有一定的传染病性质的污水，会导致人们在接触以后出现一些相关的疾病。第二种是一般带病细菌，相较于传染病细菌对人们的危害虽然是一样的，但由于病菌性质的不同，该类型病菌所引起的疾病往往能够快速的进行治愈，对人们的健康不会产生严重的危害。第三种则是普通的生活污水，是医院污水排放中危害性最小的一种污水，但是这种污水也会对自然环境产生一定程度破坏。

2工艺改进后污水处理系统运行状况

2.1初沉池

废水经初沉后，大约可去除可沉物、油脂和细小漂浮物的50%、BOD的20%，同时对进水水质的冲击性变化有较强的缓冲作用。按去除单位质量BOD或固体物计算，增设初沉池是最为经济、高效的净化步骤。

2.2水解调节池

污水自初沉池流入水解调节池，一方面水质与水量在这里得到很好调节、均化；另一方面，池内贮有大量水解菌使污水中的好氧生物得到预处理，可将污水中的悬浮物进一步去除。

后续好氧段的部分污泥又送回本单元进行稳定化处理，这样使整个系统污泥量大大减少。医院污水中洗涤废水较多，其中含有大量的表面活性剂（LAS），本单元对其也有较好的分解作用，以防止后续好氧单元产生大量泡沫而影响运行。

2.3生物接触氧化池

由于医院生活污水中含有较高的氨氮，直接外排将造成水体富营养化，因此在处理工艺的过程中既要考虑有机物污染、悬浮杂质的去除，同时又要考虑到除去氨氮的可能。水解调节池出水用泵打入生物接触氧化池，池内悬挂高效组合填料及微孔组板的生化装置，有较高的生物固体浓度与有机负荷，使其具有很强的调节功能，可有效消除季节性变化对生化单元稳定运行的不利影响。废水在此经过充分曝气得以净化，有效降低COD、BOD，同时，通过污泥活性中的微生物对水中氨氮起到一定的硝化效果，可保证出水氨氮维持在较低的浓度，且无污泥膨胀问题，运行稳定可靠，管理简单。

2.4二氧化氯消毒法

第二种方法则是二氧化氯消毒法。二氧化氯作为一种经过世界性认证的具有高强度消毒作用的一种杀菌剂，在治理医院污水方面也必然有着极为显著的作用，是对传统的氯系列消毒剂最好的替代品和升级版本，能够超过氯杀毒效果的5倍，可谓是一个极为惊人的数据，并且在杀毒完毕以后不会留有大量的氯对人们的健康产生危害，有效的避免了氯超标现象的出现。同时，二氧化氯最大优点还是在于能够在消毒的过程中所产生的化学反应相对来说不会出现一些极为有害的物质，不会生成三卤甲烷这种具有极高致癌性的物质，并且还会对这些物质的出现进行一定程度的抑制，能够有效的保障污水处理中工作人员的身体健康，将有可能出现的危害降到最低。虽然二氧化氯有着较为显著的积极作用，但是也存在着一定的问题，主要是因为二氧化氯的稳定性较差，在使用的过程中需要通过现场制备才能够有效的应用，极大的限制了二氧化氯的应用范围，并且二氧化氯在使用电解法发生器进行应用时，还会出现效率过低的现象，对设备也有着极为强烈的腐蚀，所以二氧化氯的应用并没有得到一个有效的普及。

2.5二次沉淀池

生物接触氧化池出水溢流入二沉池进行固液分离，沉淀污泥用泵回流入水解调节池，并定期将剩余污泥泵入污泥浓缩池，经污泥压滤装置形成泥饼干化、消毒后交由有资质的部门统一安全妥善处理。

2.6接触消毒池

二沉池出水自流入折流式接触消毒池，并在进水管道上装有管道混合器使污水与二氧化氯消毒剂充分接触反应，利用它的强氧化性杀灭污水中的细菌、病原体。

3结论

污水处理技术作为一项极为重要的技术，可以有效的推动我国可持续发展战略决策的落实和实施，对自然环境起到一个有效的保护，尤其是医院污水处理系统的构建和完善，可以有效的减少由于医院污水排放不当所引起的问题，所以医院领导要对医院污水排放方面给予极高程度的重视，要不断优化医院污水排放的技术，选择最为恰当和适合的排放方案，为我国的社会发展起到一定的帮助。综上所述，本文通过对医院污水水质以及水量等方面进行分析和探索，对医院污水处理的方案进行了一定的研究，以供广大的相关工作者进行参考和借鉴，希望可以起到一定的帮助。

有机废气通常含有挥发性有机物（VOCs），世界各国通过立法不断限制VOCs的排放量，美国 《净化大气法》 强调在未来几年要减少189种有毒化学品90%的排放，其中70%的化学品是挥发性有机化合物。2013年国家环保部发布的 《挥发性有机物（VOCs）污染防治技术政策》 中指出：VOCs污染防治应遵循源头和过程控制与末端治理相结合的综合防治原则。要求到2020年，基本实现VOCs从原料到产品、从生产到消费的全过程减排。有机废气末端治理工艺中，催化燃烧技术适于处理大流量、低浓度有机废气，符合当今社会倡导的高效低耗、节能环保的理念。

1 催化燃烧法应用特点

催化燃烧技术（AOGC）是典型的气—固相催化反应，其实质是由活性氧参与的有机物质深度氧化。这种有机物质氧化是发生在固体催化剂表面，吸附作用使有机分子富集而提高了反应速率，借助催化剂降低了反应的活化能，使其在较低的起燃温度下进行无焰燃烧，产生CO 2、N 2 和H 2 O，并放出大量的热量。催化燃烧与传统的火焰燃烧相比主要有下列优点。

（1）无火焰燃烧，安全性好，净化率大于95%。

（2）对可燃组分浓度和热值限制较小，起燃温度低，能耗少，运转费用低。

（3）适应氧浓度范围大，燃烧缓和操作管理方便。

（4）起燃温度低，很大程度抑制了空气中N 2高温燃烧形成热力型NO x。同时，选择性催化作用，限制燃料中含氮化合物（RNH）的氧化过程，使其多数形成氮气（N 2），减少了二次污染。

（5）催化燃烧几乎可以处理所有烃类和恶臭气体等成分复杂的各种有机废气，适用范围广。对于有机化工、涂料、绝缘材料等行业排放的低浓度、多组分，没有回收价值的有机废气均有较好处理效果。

缺点是工艺条件要求严格，废气不应含催化剂毒物或影响其寿命和净化效率的尘粒、雾滴。因此，采用催化燃烧技术须对有机废气进行前处理。其次，为防止催化剂中毒，不适用于燃烧过程中产生大量硫氧化物和氮氧化物废气的处理。

2 催化剂的组成和活性

2.1 催化剂及载体

催化剂通常都是由活性成分、助剂和载体等组成，催化反应的活性组分负载在较大比表面积的载体上，在催化反应中，载体的作用除了负载分散活性组分外，还可以增加催化剂的稳定性、选择性和活性等。所以，催化剂的活性不仅依赖于催化剂活性组分的分布，还依赖于载体颗粒大小和化学状态，即催化剂载体对催化效果和寿命有很大的影响。催化剂活性成分可分为贵金属、非贵金属氧化物：贵金属Pt、Pd是低温催化燃烧最常用的催化剂，其优点是具有较高的催化活性、良好的抗毒性，缺点是活性组分容易挥发和烧结，其次是价格昂贵；非贵金属催化剂主要有过渡金属铜、锰、铬等的氧化物以及钙钛矿型复合氧化物催化剂，价格相对较低，耐高温热稳定性较好，不足之处是催化活性相对较低，起燃温度要求较高。

2.2 催化剂中毒及防治催化剂中毒主要有三种类型。

（1）催化剂完全中毒。毒物与催化剂活性中心生成了结合力很强的物质，不能用一般方法将它去除或根本无法去除。

（2）抑制催化反应。

卤素和硫的化合物易与活性中心结合，此作用是可逆的。

（3）沉积覆盖活性中心。燃烧所致碳沉积、陶瓷粉尘和其他颗粒物堵塞活性中心，影响催化剂吸附能力，使其活性下降。

减少催化剂活性的衰减措施如下：按操作规程精准地控制反应条件；对废气进行预处理，防止催化剂中毒；当催化剂表面结碳时，吹入过量空气并提高燃烧温度，去除表面结碳；改进催化剂制备工艺，提高催化剂耐热性和抗毒能力。

3 催化燃烧工艺流程

根据废气预热方式及富集方式，催化燃烧工艺流程可分为预热式、自然热平衡和吸附-催化燃烧三种。

3.1 预热式

当有机废气温度和浓度较低，在进入反应器前需要在预热室加热升温，燃烧净化后气体在热交换器内与未处理废气进行热交换，以回收部分热量。

3.2 自身热平衡式

当有机废气温度高于起燃温度并且有机物含量较高，热交换器回收部分热量，在正常操作下能够维持热平衡，不需补充热量。

3.3 吸附-催化燃烧

当有机废气气体流量大、浓度低、温度低，采用催化燃烧还需耗大量燃料时，可先采用吸附手段将有机废气吸附于吸附剂上进行浓缩，然后再经热空气吹扫，使有机废气脱附出来，变成浓缩的高浓度有机废气，再进行催化燃烧。有机废气中反应物先向催化剂表面扩散、吸附；被吸附的反应物与氧气在催化剂表面化学键重新组合－发生化学反应；最后，生成物由催化剂表面脱附，离开催化剂表面向周围介质扩散。当浓缩有机废气实现自身热平衡运转时，无需外界补充热源。

4 有机废气催化燃烧技术进展

4.1 催化燃烧在汽车尾气净化方面的应用

汽车尾气催化净化是将排气管CO、CH和NO x借助汽车尾部安装的催化转化器，发生催化反应转化为CO 2、H 2 O和N 2，此催化剂为三元催化剂。为防止催化剂中毒，必须使用硫、铅含量低的燃油。在大量过剩氧气的存在下，具备原位NO x 还原能力催化剂的发展，可实现汽车发动机节约燃油25%。随着新材料的应用以及低硫含量汽油的推广，催化燃烧技术市场前景广阔。

4.2 催化燃烧在处理二噁英气体方面的应用

催化燃烧技术用于处理二噁英气体，在240℃-260℃和8000r?h －1 的转速下，二噁英的去除率达到99%，二噁英浓度可降至0.1ng/m 3 以下。废气中多氯联苯并呋喃等二噁英前驱物质基本完全分解，氮氧化物发生选择性催化还原反应，生成无害的氮气。

4.3 催化燃烧在处理工业有机废气方面的应用

石油化工、油漆、涂料、轮胎制造等工业生产过程中都涉及到有机挥发化合物的使用和排放。这些挥发性有机物（VOCs）如不经处理直排大气，会对环境造成严重的污染。催化燃烧净化处理技术，将有机物分子在催化剂表面作用发生深度氧化转化为无害的二氧化碳和水。催化燃烧技术已由试验转入工程实践阶段，并逐渐应用于石油化工、农药、印刷、涂料等行业有机废气净化处理。

结语

催化燃烧技术研究与应用已经进入快速发展的阶段，涉及催化材料制备、实用反应工艺以及污染物性能分析等多方面。所以结合实际应用中工艺条件和反应机理的研究，提高催化剂性能，研制抗毒能力强、大转速、比表面积大及低起燃点的非贵金属催化剂，以降低工艺造价和运行费用；催化燃烧装置向大型化、整体型和节能型方向发展是应用领域将来研究的重点。

城市建设和发展的过程中会很多的固体废弃物，而固体废弃物焚烧的过程中会产生一些二恶英，这种物质会造成较为严重的污染，它会对人们的健康会产生非常大的影响，因此，在这样的情况下，我们需要采取有效的措施对这种污染进行有效的控制，只有这样，才能更好的确保环境的质量和水平。

1、焚烧烟气中二恶英去除技术

从焚烧的烟气当中清除二恶英是二恶英控制技术当中最为末端的一个技术，这样就可以减少烟气排放的过程中二恶英的浓度，重力沉降、湿法喷淋或者是静电除尘等方式对其进行处理，布袋除尘和吸附剂吸附等技术在不同的操作条件下进行独立应用或者是以复合的方式去使用，其中比较常见的是活性炭吸附二恶英技术，它也成为了有效率最高的技术，按照活性炭加入方式上的差异，我们可以将其分为活性炭注射工艺、移动床工艺以及固定床工艺。

在活性炭注射工艺当中，活性炭在干式或者是半干式喷淋塔之后就被注入到了烟气当中，从而起到了吸附烟气中二恶英的作用，之后还要采用不带除尘器将其捕捉下来，之后还要间隔一定的时间之后对布袋收集到的飞灰以及活性炭进行清理。在移动床工艺当中，烟气主要是经过一个能够移动的活性炭床层新鲜的活性炭会直接从床层的顶部填入，在吸附之后活性炭会从床层的底部连续或者是间断的排放。在固定床工艺当中，烟气主要是经由一个固定的活性炭床层，在经过了一段时间的吸附之后，床层当中所有的活性炭都被替换掉。

针对固定床吸附和流动创吸附工艺，我们可以使用2套完全相同的设备，将二者有机的融合在一起，一个吸附，一个解吸，这样就能清除活性炭所吸附的二恶英。从而实现了活性炭的重复利用。但是因为二恶英分子被吸附在了活性炭表面的时候，如果采用传统的技术是无法实现解吸的，所以我们必须要使用更为先进的技术或者是更好的吸附剂。

2、飞灰中二恶英去除技术

2.1热处理

相关的研究充分的证明，在适当的条件下，飞灰当中的PCDD/F能够在加热的条件下分解。在氧化的条件下，以600℃的温度对其进行热处理，处理的时间为2个小时。95%以上的PCDD/F会分解，但是如果在低温的条件下还是会形成PCDD/F在300℃的条件下对其进行热处理，时长为2个小时，有90%的PCDDF分解，而在惰性环境的影响下分解的温度要比氧化环境的温度更低。而如果其温度在1000℃以上的时候，PCDD/F的分解速度会非常快，按照其构成的具体机理，其需要在低温的条件下冷却处理，特别是在重金属或者是氯元素存在的条件下还是会形成PCDD/F，所以在对其进行热处理的过程中一定要采取有效的措施防止其重新形成。

2.2催化分解或脱氯

碱性催化分解（BCD）工艺是分解PCBs的基本工艺。在BCD工艺中，被有机氯化合物污染的固体或液体废物与石蜡油混合，在氢氧化钠和含碳催化剂作用下，在300～350℃加热数小时。

石蜡是氢供体，提供有机氯化物脱氯所需要的氢，脱下来的氯与氢氧化钠反应变成氯化钠。BCD工艺已经非常成功地用于PCDD/F脱氯。

在氢氧化钠的22丙醇溶液中，研究人员采用Rh2Pt/C（分别含有质量分数为3%、1%的Pt与Rh）和Pd/C（Pd质量分数为5%）作为催化剂在23～35℃进行2，7-DCDD和1，2，6，7-TCDD的脱氯实验。实验结果表明，2，7-DCDD和1，2，6，7-TCDD被转化为无氯的化合物二苯并二恶英（DD），产率为60%～80%。

德国专利报道，在采用Pd/尖晶石作为催化剂的固定床中，在270～450℃温度内，可以有效破坏氯代有机化合物。

2.3湿热分解

将飞灰置于水或其他溶液中，在高温高压下进行分解的工艺，成为湿热分解。对于PCDD/F分解十分有效的溶液为氢氧化钠的醇溶液。对于PCDD/F总含量为1100ng/g的飞灰，在300℃下，在氢氧化钠的醇溶液中经过湿热处理20min后，PCDD/F总含量降为0.45ng/g。在同样的处理温度下，该工艺优于纯粹的热处理工艺。

2.4化学处理

主要指固化/稳定化处理。将飞灰与水泥等按照一定比例进行混合，调节水分含量，进行固化，在保证飞灰中重金属和二恶英不会渗漏的前提下，将固化后的飞灰送往安全填埋场进行最终处理。

2.5生物处理

研究人员开发了化学预处理结合生物降解的TCDD强化降解工艺有效修复TCDD污染的土壤。经过Fenton试剂（一种氧化剂）预处理以后，99%的TCDD被转化成含氯更少、毒性更低、可以生物降解的化合物，再在厌氧或好氧条件下经生物降解处理。

如果将这些实验室研究成果应用于工业实验时，必须考虑环境变化尤其是环境中的微生物菌群对分解效率的影响。

3、避免焚烧炉内二恶英的形成

3.1采用3T+E工艺

目前国际上大型生活垃圾焚烧系统均采用“3T+E”技术和先进的焚烧自动控制系统[21]。3T是Temperature，Time和Turbulence的缩略，“E”是指Ex-cessoxygen（过量空气量）。高温（850～1000℃）焚烧，二燃室停留时间超过2.0s，以及较大的湍流程度和供给过量的空气量，可以从工艺条件上避免二恶英的大量生成。

3.2缩短烟气在合成温度区间内的停留时间

二恶英主要是在后燃烧阶段生成的，烟气温度是影响二恶英形成最为重要的因素。二恶英生成的适宜温度范围为200～500℃，在300℃时二恶英的生成速率最大。研究人员人在焚烧系统余热锅炉上接上两根旁路，第一根旁路内的烟气采用水淬急冷，第二根旁路内的烟气采用循环水冷却，在两根旁路的出口处测定PCDD/F的浓度。结果表明采用水淬急冷的旁路出口处PCDD/F的浓度只有循环水冷却的旁路出口处浓度的一半。因此采用急冷措施（即迅速提高烟气的冷却速率）将烟气迅速冷却，缩短烟气在此温度范围内的停留时间可以有效地减少二恶英的生成量。

3.3高温分离飞灰

大量的研究表明，二恶英的生成反应是由飞灰表面物质及其所吸附的重金属催化完成的。从理论上说，在200～500℃分离飞灰，二恶英的生成量应该会明显减少。然而现有的实验均没有得到理想的效果，实验条件的选择还存在尚待进一步解决的问题。

3.4优化锅炉设计，加强锅炉吹扫

二恶英的原始合成反应需要的碳源主要来自于飞灰中的残碳。余热锅炉换热表面所沉积的飞灰需要几小时甚至几天时间才吹扫一次，在这么长的停留时间内，将明显增加焚烧系统内二恶英的含量。研究表明，每当锅炉吹扫时，烟气中颗粒物的负载量、PCDD/F的总量，以及烟气中PCDD/F的排放量将分别增加10倍，30倍和3倍。因此，锅炉的优化设计和吹扫对焚烧系统所产生的二恶英总量控制将起到至关重要的作用。

4、结语

当前，固体废弃物污染已经成为环境污染当中非常重要的一个问题，而固体废弃物焚烧又是一个非常常见的处理方式，所以在这样的情况下就会在处理的过程中出现大量的二恶英，污染大气环境，为了更好的保证环境质量，我们必须要采取有效的措施对其加以处理，为我国环保事业添砖加瓦。

1、余氯对活性污泥的影响

1、余氯的杀菌作用

氯系消毒剂的杀菌原理是水解形成游离的次氯酸单体（这就是咱们说的余氯：氯以单质或次氯酸盐形式投如水体后 , 经水解生成游离性有效氯 , 包括含氯气、次氯酸和次氯酸盐离子等形式 , 总称余氯。），不带电荷的次氯酸单体可通过细胞膜进入细菌体内，与细菌体内的蛋白类物质、核酸发生氧化反应，使细菌代谢谢失调而杀死细菌。次氯酸盐的浓度越高，杀菌能力越强。

2、余氯对活性污泥的量

根据王永辉［1］的研究证明：在pH接近中性条件下, 主要以次氯酸和次氯酸盐离子存在, 如图所示：

当余氯剂量从0.1mg/L逐渐增加到 3.0mg/L, 废水pH值控制在7.5左右 , 余氯剂量达到1.0 mg/L 时 ,COD与BOD去除率开始下降；当毒剂量达到1.5mg/L时 , 原生动物的数量和形态没有显著的变化 , COD和BOD去除率分别降至39%和69% ; 毒剂量超过2.5mg/L时 , COD去除率降至30%以下 , 活性污泥絮凝体出现解体，原生动物大量死亡 。

不过此研究中的余氯值是以传统活性污泥法为对象的，对于存在脱氮要求的污水处理厂，不能简单的认为进水余氯量1.0mg/L对系统就是有影响的，如果加上内回流（一般控制r＝200以上）的作用，笔者认为，对于有脱氮工艺的污水处理厂的进水余氯不大于2mg/L，是可以承受的！在污托邦技术交流群中有位小伙伴的进水余氯超到了2mg/L以上，反硝化才出现异常可以做为一个佐证！

2、如何应对进水余氯

不过通过污托邦技术群的小伙伴们的描述，余氯升高于0.5mg/L时对反硝化开始影响，需要补充碳源来维持，导致成本升高！所以急需应对余氯的预处理措施：

1、预曝气

向进水中预曝气可以去除部分余氯，原理就是气体分压定律（亨利定律），在水中次氯酸钠盐有个动态平衡（公式就不写了，大家想象一下）可以游离出部分氯气，这就是为什么自来水中会闻到消毒剂味道的原因，而预曝气可以通过气体分压吹脱出氯气，导致了次氯酸的继续分解！

预曝气的措施适合调节池用曝气搅拌或者有曝气沉渣池工艺的污水厂！

2、投加活性炭

活性炭去除余氯，其和投加还原性物质原理一样，因为活性炭的表面有不饱和基团，有还原性，通过不饱和基团与余氯的氧化还原作用起到去除余氯的作用！

但是因为进水中SS较多容易堵塞活性炭毛细孔，无法发挥其全部的能力！

不过，疫期这么长，你有那么多储备吗？

3、投加还原性物质

投加还原性物质去除余氯，原理和活性炭一样，通过氧化还原反应来去除余氯，对于还原性物质个人比较推荐的是亚铁盐，因为亚铁盐作为絮凝剂，在部分污水处理厂可能会有比较多的储备！

有小伙伴提议加亚硫酸钠，效果是没问题，问题是你能买到吗？价格能用的起吗？

4、提高污泥浓度/提高内外回流

提高污泥浓度的原理是既然没有那么多的防御，只能用肉身硬抗了，高的污泥浓度对进水冲击有一定的抗击性；提高内外回流（污泥回流及混合液回流）的作用是可以稀释部分余氯，让高浓度的污泥去直接接触进水余氯，减小后续污泥的压力！

提高污泥浓度/内外回流，最好一起采用，起到事半功倍的效果，这种方式是笔者最推崇的，因为每个污水处理厂都可以操作，简单且方便！

①作为微生物好氧呼吸的最终电子受体；

②参与甾醇类和不饱和脂肪酸的生物合成。

pH等条件下，形成由最适宜增殖的絮凝细菌为中心，与多种多样的其他微生物集居所组成的一个生态系。好氧活性污泥的细菌能迅速稳定废水中有机污染物，有良好的自我凝聚能力和沉降性能。

好氧活性污泥的净化作用有类似于水处理工程中混凝剂的作用，同时又能吸收和分解水中溶解性污染物。因为它是由有生命的微生物组成，能自我繁殖，有生物“活性”，可以连续反复使用，而化学混凝剂只能一次使用，故活性污泥比化学混凝剂优越。

好氧活性污泥的净化作用见图4-17。

好氧活性污泥绒粒吸附和生物降解有机物的过程像接力赛，其过程分三步：

第1步在有氧的条件下，活性污泥绒粒中的絮凝性微生物吸附废水中的有机物；

第2步是活性污泥绒粒中的水解性细菌水解大分子有机物为小分子有机物，同时，微生物合成自身细胞。废水中的溶解性有机物直接被细菌吸收，在细菌体内氧化分解，其中间代谢产物被另一群细菌吸收，进而无机化；

第3步是其他的微生物吸收或吞食未分解彻底的有机物。

01介绍

2003年严重急性呼吸系统综合症(SARS)在全世界造成了8000多例病例产生，死亡率约为10% (Manocha et al. 2003;Centers for Disease Control 2004)。最后已知的爆发是在2004年北京的一个研究实验室。

这种疾病的原因被确定为一种新的人类冠状病毒，很可能起源于麝猫，潜在宿主可能是蝙蝠(Guan et al. 2003; Lau et al. 2005; Wang et al. 2006)。冠状病毒是有包膜的单链RNA病毒，大小从60～220纳米不等。它们可以感染鸟类和哺乳动物，包括人类，并通过气溶胶或粪便-口腔途径传播。冠状病毒在爆发期间的迅速传播表明，人类冠状病毒的主要传播方式是呼吸道飞沫；然而，没有直接证据支持这一点(Belshe 1984)。由于迄今为止人类冠状病毒感染被认为是一种温和的、自我限制的疾病，因此关于其在环境中的传播潜力的信息有限。

鉴于2003年3月在香港高层住宅区爆发的涉及300多人的SARS疫情与一个有缺陷的污水系统有关(Peiris et al. 2003)，SARS疫情传播可能与水和废水有关。SARS-CoV可在肠道内复制 (Leung et al. 2003)，这一事实使其成为一种可能的肠道病原体，而SARS病例中腹泻的发生率在8%～73%之间(SARS流行病学工作组，2003)，这引起了人们对其潜在环境传播的关注。

Leung等人(2003)还报道，从SARS患者小肠中获得的病毒培养物产量高于作为该病毒靶器官的肺组织。传染性病毒是从SARS患者感染后3周内的粪便中分离出来的(Chan et al. 2004; Liu et al. 2004)。SARS的出现及其传播问题表明需要更多的信息，特别是冠状病毒在水和废水中的存活情况。本研究比较了代表性冠状病毒和脊髓灰质炎病毒1型在自来水和废水中的存活情况。

02材料和方法

猫传染性腹膜炎病毒(FIPV) (ATCC-990)：一种猫科动物的肠道冠状病毒，在克兰德尔里瑟猫肾细胞系(CRFK) (ATCC-94)中繁殖和检测。人冠状病毒229E (HCoV) (ATCC-740)：一种呼吸道病毒，在胎儿肺成纤维细胞，MRC-5细胞系(ATCC-171)中繁殖和分析。脊髓灰质炎病毒1 LSc-2ab (PV-1)：一种已知的在环境中非常稳定的人类肠道病毒，在布法罗绿猴肾(BGM)细胞系中繁殖和检测。

在单层细胞中观察到细胞致病作用(CPE)后，将感染细胞在-20℃冷冻和解冻三次以释放病毒。随后在1000g离心10分钟以除去细胞碎片，加入到9%聚乙二醇(相对分子质量8000)和0.5 M氯化钠的病毒悬浮液中，并在4℃下搅拌过夜。

在10000g离心30分钟后，用0.01 M磷酸盐缓冲盐水(PBS; pH 7.4)(Sigma, St. Louis, MO)重悬至原始病毒悬液体积的5%。然后将冠状病毒进行效价测定并储存在-80℃下。脊髓灰质炎病毒通过用等体积的Vertrel XF (Dupont, Wilmington，DE)提取进一步纯化，乳化后以7500g离心15分钟，随后收集顶层水层，进行效价测定并在-80℃储存。

自来水样本是从实验室的冷水龙头中采集的。水源是地下水，水质参数: pH 7.8，溶解固体297mg/L，总有机碳0.1mg/L。在收集样品之前，让水流动3分钟。在未过滤的自来水和通过0.2μm孔径过滤器去除细菌的自来水中测定病毒存活率。

将自来水(30mL)加入到无菌的50mL聚丙烯离心管中，以减少附着在容器上的病毒损失。添加无菌硫代硫酸钠至最终浓度33μg/mL，以使水脱氯。涡旋后，将病毒添加到每个管中，最终浓度为105 TCID50/mL。再次涡旋离心管并立即取样(零时间点)。然后将离心管储存在4℃或室温下(23℃)。室温下储存的离心管用铝箔覆盖，以防暴露在光线下。在1、3、6、10、15和21天后对离心管取样，并将样品在-80℃下冷冻，直到它们在细胞上被分析。

初级出水和剩余活性污泥(二级)的样品来自于美国亚利桑那州图森市罗杰路污水处理厂，并收集在无菌聚丙烯瓶中。沉淀后收集初级出水，氯化前收集二级出水。该设施一级出水的典型水质参数为生物需氧量(BOD)和1悬浮固体(10～220mg/L)。通常相比初级出水，二级出水中的BOD和悬浮固体减少了90%～95%。

一、概述

C锅炉设计产汽能力220t/h，产出的9.80MPa（G）、540℃的过热蒸汽，2014年3月新建联合脱硝系统，包括低氮燃烧系统，SNCR和SCR系统，通过SCR后NOx≤100mg/Nm3，氨逃逸≤5ppm，因环保要求日益严格，控制NOx≤65mg/Nm3，造成氨逃逸高于设计指标，严重影响锅炉健康运行，因氨逃逸高，影响电场放电，造成锅炉输灰不畅，停炉期间检查锅炉空预器有不同程度腐蚀和堵塞。

二、氨逃逸高的原因

氨逃逸是影响SCR系统运行的一项重要参数，实际生产过程中通常是多于理论量的氨到达反应器，反应后在烟气下游多余的氨称为氨逃逸，氨逃逸是通过单位体积内氨含量来表示的。为了达到环保要求，往往需要一定过量的氨，所以也对应着会有一个合适的氨逃逸值，该值设计为不大于5ppm，但是往往实际运行中偏大，主要有以下因素：

（1）每只氨喷枪喷氨流量分布不均，烟气中存在氨水局部分布不均，烟气流速不均匀，各喷枪出口的喷氨量差异较大，浓度高的地方氨逃逸相对高一些。

（2）烟气温度，反应温度过低，NOx与氨的反应速率降低，会造成NH₃的大量逃逸，但是，反应温度过高，氨又会额外生成NO，所以，NH₃存在最佳的反应温度，在SNCR氨的最佳反应温度800-1100℃；SCR反应器是以活性成分为WO3和V2O5为催化剂蜂窝装模块，还原剂为来自上游SNCR系统的氨逃逸作为还原剂，在催化剂的作用下，氨水与NOx在315~380℃的温度区间内反应，生成氮气和水，达到脱硝的目的，如果温度过高过低达不到反应效果，势必增加氨逃逸。

（3）催化剂堵塞，脱硝效率下降，为了保持环保参数不超标，会喷更多的氨，这将引起恶性循环，催化剂局部堵塞、性能老化，导致催化剂各处催化效率不同，为了控制出口参数，只能增加喷氨量，从而导致局部氨逃逸升高。

（4）雾化风量偏小，喷枪雾化不好，氨水与烟气不能充分混合，将产生大量的氨逃逸。

（5）氨水浓度，氨水浓度配置，浓度高低无法受控，凭着感觉配置，就目前C锅炉而言，基本上氨水浓度高，氨水调阀开度过小，雾化不好易自关，导致氨逃逸高，操作难度大。

（6）燃烧波动时，SNCR入口烟气中的NOX浓度大幅波动，往往会加大喷氨量，机械地实现“达标排放”，过量的氨水，可导致氨逃逸增加，直接危及炉后设备和系统安全运行。

氨逃逸的控制

（1）对于喷氨流量分布不均造成的氨逃逸偏差，可以通过调整氨水喷枪前的球阀控制，在平时操作中尽可能使旋转喷枪枪头朝下，增加反应时间，每只枪喷氨分布均匀（其操作看压力降），NH₃与NO充分反应，降低NH₃/NO摩尔比，从而降低氨逃逸，达到脱硝效率与运行费用的平衡。

氨逃逸浓度增加还与氨水喷枪喷嘴密切相关，当氨水喷枪喷嘴堵塞时将加剧逃逸氨的产生，应在锅炉运行过程中检查氨水喷枪，及时疏通或更换，确保氨水喷枪正常投运。

（2）烟气温度决定着SNCR和SCR的反应效果，进而影响氨逃逸的大小。烟气温度变化幅度大，在低负荷时，烟温下降，局部烟温太低，会引起催化剂活性下降，从而引起氨逃逸升高，本脱硝所选用的催化剂在315~380℃范围为最佳，所以要根据锅炉负荷和燃烧情况在满足的条件下维持烟气温度在最佳范围内。煤粉专烧时，SCR反应器温度达到345℃左右，能很好满足氮氧化物与氨水反应条件，SCR反应器反应效率提高，SCR反应器出口氮氧化物及氨逃逸浓度偏低，氮氧化物浓度平均达到60mg/m3，氨逃逸浓度平均达到2.8ppm；煤气混烧时，SCR反应器温度只有300℃左右，此时通过锅炉配风调节提高锅炉火焰中心位置或通过增加上层燃气枪燃气量提高SCR反应器温度的方法，降低SCR反应器出口氮氧化物及氨逃逸浓度。

（3）催化剂存在着使用寿命，一旦使用时间过长老化，催化效果就会变差，脱硝反应也会变差，为保证环保合格的情况下大量喷氨就会造成氨逃逸增加，所以当催化剂老化时要及时在停炉大小修时进行更换，保证氨逃逸合格的同时，也能更好做好环保。

（4）燃煤锅炉，脱硝反应区处在高灰尘区，会在反应区积累灰尘，积灰将会使反应变差，氨逃逸增加。锅炉运行过程中SCR反应器每周至少吹灰一次，清除SCR反应器积灰提高SCR反应器效率，降低氨逃逸浓度。

（5）雾化风对于脱硝反应明显，也直接决定着氨逃逸，而氨水能否充分的雾化与风量成正比关系，为提高氨枪雾化效果，需提高压缩空气压力在350kpa以上。

（6）当锅炉燃烧扰动时要及时根据脱硝反应器入口的NOx含量对氨水进行调整分配，防止氨逃逸过大或两侧偏差大，甚至因为调整不到位带来的环保超标问题。锅炉负荷变化会导致锅炉烟气量、烟气温度及SCR入口浓度变化。当锅炉负荷降低时，烟气量减少，烟气中氮氧化物含量降低使得SCR反应器内流速降低，烟气在催化剂上停留时间增加，提高了脱硝效率，从而降低了氨逃逸浓度。

（7）其他影响因素及防范

锅炉烟气在SCR反应器停留时间为0.1～0.2s，为使锅炉烟气中残留氨水与烟气中的氮氧化物在催化剂作用下有足够反应时间，降低锅炉SCR反应器出口氮氧化物、氨逃逸浓度，通常选择降低锅炉炉膛负压的方式进行，锅炉运行过程中锅炉炉膛负压控制在-30～-50Pa之间，锅炉燃烧稳定，在SCR反应器出口氮氧化物达标排放前提下、氨逃逸浓度能有效控制。当氨逃逸过大不好好控制的话会生成的硫酸氢铵，不仅会造成催化剂层的失效和空预器堵塞，更会造成更大的严重问题，腐蚀设备降低寿命。

总之，合理控制锅炉SCR出口氨逃逸浓度能有效预防锅炉空预器堵塞及减轻氨水对下游设备的腐蚀，SCR脱硝装置在运行过程中应对氨逃逸应予以高度重视。鉴于此，有必要加强SNCR、SCR运行阶段科学调控，将SCR装置的氨逃逸率控制到3ppm左右，甚至以下，减轻氨逃逸后硫酸铵或硫酸氢铵生成对炉后设备的影响。

三、结论和建议

本文通过对燃煤锅炉脱硝系统氨逃逸的分析，找出了影响氨逃逸的主要因素，并针对原因，提出了解决方案和措施。通过对氨逃逸危害的进一步认识，在今后的运行中，要加强对布袋压差关注，布袋除尘器区域硫酸氢铵糊袋是继空预器堵塞出现的新问题，在治理空预器硫酸氢铵堵塞现象时，应该重视其对电除尘设备的危害，随着超低排放的进一步要求，硫酸氢铵的综合治理是一项重要的研究课题。
 

在烟气脱硫系统运行中，优化设计人员需要从其运行功率和运行过程入手，改善设备的运行情况和组合结构形式，使设备功能得到优化，使其电耗量降低。另外在其它节约措施设计中，设计人员都要站在实际燃煤作业角度上，考虑能源和资源节约问题。相关的节约措施不能对系统运行生产效率产生负面影响。本文主要针对烟气脱硫系统节能进行分析。

一、节约设备运行电耗

烟气脱硫系统中的设备运行动力多为电能，系统用电设备用电量占据机组耗电量较大比例，为了提高后者节能效果，设计人员务必要从前者入手，解决其能耗问题。在节电设计中，设计人员需要了解每种用电设备的额定功率，需要将节电设计与运行工作效率和工作成本结合起来。具体优化措施主要包括以下几种。

1、引增合一改造

这种方式可以使增压风机等设备有效联系在一起，使其集成优势大于单独作用优势，这种引增合一改造后的机组在运行安全经济性等方面占据一定优势，也能达到节电目的[1]。

2、降低浆液循环泵运行电耗

浆液循环泵额定功率较大，将其作为节电设计对象，可保证最后的节电效果。首先，可以从吸收塔改造方面入手，通过调整塔型或运行参数，使烟气流速及钙硫比等参数得到有效改善，这些变化会对浆液循环泵运行产生积极影响，使其功率降低。在吸收塔进口处可以设置换热器，主要对烟气温度进行调整，进而间接影响到烟气体积流量。循环泵流量也可以得到调整，在不影响液气比的情况下，流量较低的循环泵耗电量较少。其次，改变循环泵的扬程，使其在满足功能要求的基础上尽可能减少，减少的扬程消耗的电能量便可得到节约。设计人员可以通过调整系统设计阻力来达到目的。循环管的直径会对系统介质流速产生影响，后者与前者呈反比关系，增加直径，系统运行受到的水压会大大减少，阻力的减少也会降低能耗。最后，可在吸收塔入口处设置低温省煤器，利用凝结水对烟气温度起到冷却作用，结构流程如图1所示：

图1 低温省煤器方案系统结构

在设置低温省煤器之后，能够将烟气温度从128℃降低到85℃，单台机组节水可达49t/h，按照年利用5500h，水价每吨1元计算，单台机组全年的节水量可达27万t，节约水费83.7万元。

3、降低真空泵的运行电耗

在机组运行中，真空泵和脱水设备等的应用数量较多，如果改变设备组合方式，减少用电设备应用量，机组最终的电耗量也会减少。在两台机组与一套脱水系统联系起来时，需要使用两台以上的真空皮带脱水机来完成脱水任务。在优化设计中，可对两台机组设计工况进行优化，使单台设备能满足其运行要求，在这种情况下，脱水设备的应用量为一套[2]。另外设计人员也可以通过浆液切换管道或石膏浆液分配器改造优化来达到降耗目的。

4、降低烟气系统阻力

烟气系统阻力很大时，机组需要消耗较多的电能来克服该阻力，降低阻力，电能消耗量也会减少。主要对烟道进行优化设计，使其布置形式和截面积等满足节电要求。这种设计主要通过改变烟气流速来达到目的。圆烟道可以代替原烟道，烟道长度也需要缩短，弯头布置数量需要减少，如此系统阻力才会降低。

5、电机变频优化设计

变频电机可以根据系统需求改变运行效率，从而达到节电目的，设计人员还要对该事项进行优化设计。但不能降低电机的运行效率，使其能有效满足不同浓度二氧化硫的处理要求。

二、节水

在烟气脱硫过程中，有的方法会消耗大量水资源，如石灰石——石膏湿法脱硫工艺。脱硫反应中的用水来源有很多，如放热过程中的水分蒸发排出过程等，设计人员还要利用相关的装置措施来减少用水，回收废水和冷凝水等。

1、安装烟气换热器

该种设施可以减少蒸发水，使水蒸汽能通过冷凝，变成水，得到回收。烟气换热器主要安装在原烟道中，该烟道靠近引风机出口侧，其可对烟气余热进行加热，使其有机会冷凝成水[3]。不同功率的机组对烟气温度的降低程度不同，但都会使烟气凝结为低温水，低温水在加热过程中，会进入热力系统中，针对这种情况，设计人员可改善电热器，水资源消耗量与电热器用气量呈正比关系，降低后者，前者也会减少。

2、提高冷凝液回收效率

在烟气脱硫系统应用中，净烟道处经常会出现冷凝液，这是因为相关吸收塔出口温度适宜制造烟气水露，在烟道传输烟气的过程中，净烟气的温度也会下降，制造更多的冷凝水，还有很多未冷凝的水蒸汽被排放到其它环节装置中。这在无形中浪费了水资源，且不会对脱硫系统补水量造成影响。为了减少系统用水，节约冷凝水，设计人员还要设计冷凝水回收装置，使其能有效连接净烟道，回收该处产生的冷凝液，如此系统中也不会发生石膏雨现象[4]。

3、优化石膏脱水系统

石膏脱水系统的运行需要应用两台真空皮带脱水机，每台机器的处理能力为设计工况的100％容量，对此应进行优化设计，可在石膏旋流器前设置浆液切换管道，在旋流器的下游位置则要设置石膏浆液分配器。在此情况下，只需要开启1台脱水机便能处理两台机组的石膏量，由此省去了石膏浆液缓冲箱的应用，简化了系统，由此也就降低了能耗。石膏脱水系统运行优化前后的费用比较如表1所示：

表1 石膏脱水系统运行费用对比

4、重复回收利用冷却水和冲洗水

脱硫系统在冷却水处理中，会出现闭式水和开式水两种情况，在闭式水设计中，应参考主厂房闭式水系统，使两者在布局设计和其它方面保持统一，后者还会使前者得到循环利用。在开式水设计中，应单独收集冷却水，将采集装置与工艺水箱连接在一起，使后者完成冷却水的回收利用工作。为了有效回收冷却水和冲洗水，一般会在脱硫系统中设置集水泵和集水坑，前者可以满足冷却水循环要求，后者可以使冲洗水得到有效回收，这两种装置都会使冷却塔及系统的耗水量减少。

5、有效治理脱硫废水

在烟气脱硫系统运行中，脱硫过程也会产生很多废水，这些废水往往都被排放掉，虽然经过治理，其已满足排放标准，但如果能实现零排放，该部分水资源也可以得到重复利用，进而达到节水目的[5]。所以设计人员还要在系统节水优化设计中，加入先进的废水处理技术，如“预处理+正渗透MBC系统+结晶”等工艺。

三、节约石灰石

在石灰石——石膏湿法烟气脱硫系统中，系统运行会消耗大量的石灰石材料，为了减少石灰石损耗量，相关人员应从石灰石质量控制方面入手，通过选择优质石灰石，来提升钙硫比和浆液PH值，如此二氧化硫的吸收率也会提升，脱硫效率会得到保证。在选择石灰石时，应以其碳酸钙含量为选择标准。

结语

在烟气脱硫系统节能优化设计中，设计人员除了可以改善设备设施等，还可以利用可再生、无污染的资源或能源代替原系统运行所需能源，也可以引进新技术和新设备，来减少能源的消耗量。总之烟气脱硫系统节能设计需要保持灵活性和弹性，以便及时引入新的节能措施，提升系统节约效率。另外设计人员还要做好计算记录等工作，使相关的能耗数据得到有效分析，如此节能方案才科学合理。