放射性廢水的處理方法精選(九篇)

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第1篇：放射性廢水的處理方法范文

化學沉淀的基本原理是利用投加在廢水中混凝劑的吸附架橋、電中和、吸附中和等物理化學作用與放射性廢水中微量的放射性和其它有害元素發生共沉淀，或聚集成比重較大的沉淀顆粒，并與水中的懸浮物結合為疏松絨粒，達到吸附廢水中放射性核素的作用。常用的混凝劑有CaCO3、NaHCO3、Ba-Cl2、AlCl3、FeCl3、（Al）2（SO4）3、（Al）2（PO4）3、KMnO4、MnO2。化學沉淀法適宜的pH值為9~13，放射性活度脫除系數可達10以上。化學沉淀法不僅可去除放射性物質，還能去除懸浮物、膠體、無機鹽、有機物和微生物等。一般與其他方法聯用時作為預處理方法。與化學沉淀法相關的一個重要問題是如何處置沉淀過程中產生的含放射性核素的大量泥渣。由于濃縮作用泥渣的放射性比原放射性要高出幾十倍，甚至幾百倍，因此，這些泥渣排入周圍環境前，必須加以處理。當廢液中鐵和鋁的質量濃度均為60mg/L時，產生的污泥量一般能占到處理廢水總量的10%。近年來化學沉淀法的研究持續深入，新改進的混凝劑陸續應用，不溶性淀粉黃原酸酯可處理含金屬放射性廢水，效果顯著，適用性寬，放射性脫除率可到達90%以上。在堿性條件下，淀粉經交聯后再與CS2進行黃原酸化制得的淀粉衍生物不溶聯淀粉黃原酸酯，能與多種金屬離子絮凝螯合，不僅效果顯著，而且沒殘余硫化物存在，因而更適用于對廢水處理[4]。最近有專家提出了一些其它非常用沉淀劑，效果也很顯著。如羅明標[5]等人研究了粉狀氫氧化鎂和以白云石為原料制備的氫氧化鎂乳液處理含鈾放射性廢水的條件，試驗結果表明，氫氧化鎂處理劑具有良好的除鈾效果，在所選擇的條件下，能將廢水中的含鈾量降至0.05mg/L以下，且pH值控制在6~9之間。

2離子交換法

離子交換法處理放射性廢水的原理是：當廢液通過離子交換劑時，放射性離子交換到離子交換劑上，使廢液得到凈化。目前，離子交換法已廣泛應用于核工業生產工藝及放射性廢水處理工藝。許多放射性元素在水中呈離子狀態，其中大多數是陽離子，且放射性元素在水中是微量存在的，因而很適合離子交換處理，并且在無非放射性離子（少數是陰離子）干擾的情況下，離子交換能夠長時間的工作而不失效。方法的缺點是：對原水水質要求較高；對于處理含高濃度競爭離子的廢水，往往需要采用二級離子交換柱，或者在離子交換柱前附加電滲析設備，以去除常量競爭離子；對釕、單價和低原子序數元素的去除比較困難；離子交換劑的再生和處置較困難。在有機離子交換體系中，有機溶劑和有機離子交換樹脂耐輻射和耐高溫性能欠佳，導致廢液浸出的空穴在固化中普遍存在，分解產物后續處理較困難，處理效果大打折扣。相比而言，無機離子交換材料優勢較明顯：①有較好的耐酸性和耐輻照性，可在較強放射性條件下進行吸附和分離；②與玻璃和水泥的良好相容性及其耐高溫的優良性能有助于放射性廢物的最終處理與處置；③選擇性良好，如Cs+和Sr2+可以被雜多酸鹽（磷鉬酸銨）和聚銻酸高度選擇性吸附；④操作簡便；⑤來源廣泛。所以，無機離子交換廣泛應用于放射性廢物處理中[6]。目前使用的無機離子交換材料主要有：①天然/人造沸石；②復合離子交換材料[磷酸鈦（TiP）-磷鉬酸胺（AMP），磷酸鋯（ZrP）-AMP，磷酸錫（SnP）-AMP]；③金屬亞鐵氰化物及鐵氰化物；④雜多酸鹽（AMP）、磷鎢酸胺（APW）、磷鎢酸鋯（PWZr），磷鉬酸鋯（PMoZr）；⑤多價金屬磷酸鹽（ZrP、TiP，SnP）；⑥多價金屬（過渡金屬）的水合氧化物和氫氧化物[7]。3離子浮選法隸屬于泡沫分離技術范疇的離子浮選法是基于待分離物質利用化學或物理的力與捕集劑結合，富集在鼓泡塔中的氣泡表面，并隨氣泡逸出溶液主體，從而凈化溶液主體和濃縮待分離物質。，溶液組分在氣-液界面上的選擇性和吸附程度決定離子浮選法的分離作用。捕集劑的主要成分包括表面活性劑、起泡劑、絡合劑、掩蔽劑等[8]。美國橡樹嶺國家實驗室進行了泡沫分離法處理低水平放射性廢水的試驗，結果表明，對90Sr的總去污倍數為220。趙寶生等用離子浮選法處理含鈾量為50mg/L的廢水，經二次離子浮選處理后，含鈾量可降至0.02mg/L（中國含鈾廢水的排放標準暫定為0.05mg/L）；濃縮廢液體積約為原液體積的1%。易于操作、低能耗、高效率和普適性等優點使離子浮選法在處理鈾同位素試驗研究和生產設施退役中所產生的含有多種去污劑和洗滌劑的放射性廢水中效果異常顯著，特別是有機物含量較高的化學清洗劑廢水，可充分利用該廢水易于起泡的特點而達到回收金屬離子和處理廢水的目的。

3蒸發濃縮法

蒸發濃縮法是通過加熱的方式使溶液中部分溶劑蒸發而汽化，而后冷凝凝結為含溶質較少的冷凝液，從而使溶液得到凈化。放射性廢水采用蒸發濃縮法處理時，蒸發器中廢水溶液中的水吸收熱量被汽化，而放射性物質不隨水揮發，保留在溶液中，以此達到濃縮廢水的目的。對于含有難揮發性放射性核素的廢水，采用該法處理時，去污系數、濃縮系數均較高。該方法的優點是：效率高、靈活，理論與技術均較成熟，安全性和可靠性較好。不過，蒸發濃縮法也存在一些缺陷，比如：易起泡沫和含有揮發性核素的廢水不適宜用該法處理；能耗和運行成本偏高；在設計和運行過程中，需要慎重考慮腐蝕、結垢、爆炸等安全隱患[9]。

4結語

第2篇：放射性廢水的處理方法范文

[關鍵字] 放射性廢物 含鈾廢水 處理 方法

[中圖分類號]X171 [文獻碼] B [文章編號] 1000-405X（2013）-2-164-1

0引言

隨著新能源與核技術的大力發展，放射性廢物不斷增多，放射性廢物嚴重威脅到生態環境及其人類健康。為了減少放射性廢水污染生態環境，國家規定必須經過處理，達到國家排放標準值，才能排放到生態環境中。在處理放射性廢水中，含鈾廢水的處理是一項重要任務。由于含鈾廢水來源較廣，排放量大，污染較嚴重。所以研究者們在不斷尋求處理含鈾廢水的技術及方法。

1傳統處理含鈾廢水的方法

傳統的處理含鈾廢水的方法有：混凝沉淀法，蒸發濃縮法，膜分離法，離子交換法。萃取法等。以上這些方法自身有著優點也存在著不足。下表中則歸類了這些傳統方法的優點和缺點。

從表1.1中可以看出處理含鈾廢水的傳統方法存在許多不足，概括為以下幾點：成本較高，使用壽命短，處理單一化，二次廢物進行處理，需要對容易產生二次污染。所以，人們在不斷的尋求一種高效，且成本較低，不容易形成二次污染的新方法。

2生物吸附法及其優點

生物吸附就是通過生物體及其衍生物對水中重金屬離子的吸附作用，達到去除重金屬的目的。能夠吸附重金屬及其它污染物的生物材料稱為生物吸附劑，主要包括細菌、真菌、藻類、有機物、無機物礦物和農林廢棄物等。在吸附中起著關鍵作用的是吸附劑[1]。生物吸附過程中存在著兩種吸附方式：一是物理吸附，在非活體生物體表面暴露在鈾廢水中，生活體生物體表面存在空隙，則鈾酰離子被物理吸附在非生物體空隙中。二是化學吸附，化學吸附方式主要存在兩種：一種是活體生物細胞的主動吸附，包括傳輸和沉積兩個過程，這種方式吸收金屬需要代謝活動提供能量。活體細胞通過新陳代謝的過程，對鈾離子應是代替化學性質或離子結構相同的元素被活體細胞吸收。另一種是生物體的細胞通過細胞壁或者細胞內的化學基因與鈾離子螯合而進行吸附，生物的細胞表層主要由多聚糖、蛋白質和脂類等組成，這些物質中可與鈾酰離子相結合的主要官能團有羧基、磷酰基、羥基、硫酸脂基、氨基和酰胺基等，其中氮、氧、磷、硫作為配位原子與鈾酰離子配位絡合。

與傳統的除鈾方法比較，生物吸附法有著以下幾個優點：

（1）生物吸附材料來源廣泛且價格便宜，品種豐富多樣。

（2）吸附量較大、吸附速度較快且選擇性好。

（3）投資成本較底、能有效回收重金屬，且避免了放射性廢水對環境造成不可估量的污染。

（4）回收的重金屬可以重復利用，一般的化學方法就能把重金屬從材料中解吸出來，且材料循環利用。

3 生物吸附法處理含鈾廢水的影響因素

3.1 吸附時間對吸附過程的影響

吸附時間對于生物吸附過程的影響較為明顯。隨著時間的延長，鈾去除率不斷地升高，當達到一定的時間，吸附鈾才會達到平衡。很多研究者的實驗表明：吸附過程分為兩個階段：快速吸附和慢速吸附。在快速階段，去除率迅速提升；在慢速階段，去除率將緩慢增加，最后就趨于穩定。這是由于吸附初期吸附材料的吸附位點相對較多且在溶液中金屬離子濃度較大，所以吸附進行得較快。然后隨著吸附材料吸附位點的逐漸減少及金屬離子濃度的減小，吸附緩慢進行，最后達到平衡。

3.2 pH值對吸附過程的影響

對大多數吸附過程而言，溶液pH值是影響吸附量的決定因素。pH值與鈾離子的吸附量二者間并不是簡單的線性關系。研究發現對不同的吸附材料都有一個自身最適宜的pH值。一般在其它條件相同的情況下，最適pH值下的吸附量最大。當溶液pH值超過金屬離子微沉淀的上限時，在溶液中的大量鈾離子會以氫氧化物微粒的形式存在，包裹著吸附材料，從而使吸附過程無法進行。溶液的pH值同時影響吸附劑表面金屬的吸附位點和鈾離子的化學狀態。控制好溶液pH值不僅能使吸附量達到最大，而且在含有多種金屬離子的溶液中可以進行選擇性地吸附。

3.3吸附劑投加量對吸附過程的影響

從去除率來看，在吸附過程中隨著吸附劑投加量加大，去除率不斷升高。到了一個最高點，去除率趨于平緩。從吸附量求解公式 來看，超過最佳吸附投加量后，在鈾初始濃度一定的條件下，吸附劑投加量越大。單位質量上吸附的鈾的量就越小，所以吸附率會隨著投加量的增加而逐漸下降。

3.4 吸附技術對吸附過程的影響

許多研究發現直接將生物體用于吸附鈾廢水效果并沒有那么顯著。為了提高鈾廢水處理率，所以將生物體進行不同的處理。在活體生物（細菌）中添加營養物，或者將非活性生物進行改性，如：化學交聯，嫁接共聚，磁化等手段。經過處理后的生物體用于鈾廢水吸附率效果明顯提高。

4 結語

生物吸附法處理鈾廢水是一個值得廣大學者深究的問題。用于不同的生物吸附劑，不同的改性技術得到更佳的處理效果。利用生物吸附法處理含鈾廢水吸不僅有著運行費低，對環境較友好，材料來源充足，且效果甚佳。不僅能使鈾廢水排放標準，也能有利的回收鈾資源。生物吸附法對處理含鈾廢水有著重要的意義。

參考文獻

第3篇：放射性廢水的處理方法范文

可燃放射性廢物焚燒后產生的高溫煙氣中含有粉塵、重金屬、酸性氣體等非放污染物，排放之前需對其冷卻和凈化[1]。對所含酸性氣體一般采用堿吸收的方式進行凈化，產生的廢吸收液成為低放工藝廢水，一般利用蒸發、離子交換等傳統工藝進行處理。但實際應用中存在一些問題，主要有：（1）廢水中所含的Cl-對金屬設備造成腐蝕；（2）廢水中所含的HCO3-對離子交換柱產生解吸作用。為消除這些問題帶來的影響，需要開發新的有針對性的廢水處理技術。電滲析技術可以對含鹽廢水進行深度的淡化和濃縮，工藝簡單、系統緊湊，能耗低，在小規模廢水處理方面具有優勢[2]；此外，主要設備材質為非金屬材料，在抗Cl-腐蝕方面具有優越性。放射性廢物焚燒系統產生的工藝廢水主要是無機鹽溶液，產生量不大，適合電滲析處理的特點。本文主要介紹了利用電滲析技術處理模擬放射性廢物焚燒系統工藝廢水的初步研究工作，包括工藝流程的設計，電滲析系統的設計，以及在此基礎上進行的實驗研究。

1工藝廢水的處理要求

放射性廢物焚燒產生的煙氣中含有一定量的HCl、SOx、NOx等酸性氣體，利用Na2CO3溶液對其進行中和吸收，pH值低于8時無法滿足凈化效率，成為工藝廢水。以處理量25kg/h的放射性焚燒系統為例，焚燒1t廢物產生工藝廢水約3~4m3，放射性活度濃度由廢物源項決定,低放廢物焚燒產生的工藝廢水一般不超過4kBq/L。工藝廢水中主要非放物質成分如表1所示，其它非放污染物滿足《污水綜合排放標準》（GB8978—1996）[3]要求。廢物焚燒處理量為25kg/h的放射性廢物焚燒系統利用Na2CO3質量分數為10%的溶液作吸收液時的水平衡如圖1所示。工藝廢水排入公共低放廢水處理設施進行處理。本工作擬利用電滲析方法對工藝廢水進行濃縮和淡化，濃縮液代替焚燒系統煙氣急冷噴淋水，淡化液一部分用于配制新吸收液，其余根據放射性活度濃度直排或排入低放廢水處理設施，從而降低或避免工藝廢水的產生和對低放廢水處理設施造成的影響（Cl-及HCO3-）。因為淡化液要被回用于配制新吸收液，為避免濃度積累，達到與自來水配制吸收液相同的效果，須滿足《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）[4]。工藝廢水鹽分濃度約為40000mg/L，本研究以0.4mol/L的Na2CO3（約42400mg/L)為對象，根據圖1，要求濃縮液流量應低于50kg/h。按淡化液總含鹽量低于1000mg/L進行估算[4]，則最終濃縮液濃度(以Na2CO3計)應不低于：工藝廢水所含鹽分中NaCl質量占90%以上，以NaCl計，最終濃縮液濃度不應低于：2×0.72mol/L=1.44mol/L=84240mg/L。將其歸整為85000mg/L。則最終產生的濃縮液與淡化液體積比應不大于：50∶41.2≈5∶4即對廢水經電滲析處理后的要求為：淡化液滿足《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）要求，濃縮液濃度不應低于85000mg/.最終產生的濃縮液和淡化液體積比應不大于5∶4。

2處理工藝及主要設備

2.1處理工藝電滲析進行水處理的單段脫鹽率一般不超過30%[5]。工藝廢水鹽分濃度約為40000mg/L，要將其含鹽量降至1000mg/L，若采用直流串聯脫鹽，需要串聯12段以上，系統復雜、龐大。而采用循環式脫鹽可以提高脫鹽率，因此，選擇循環式脫鹽過程以簡化系統。電滲析過程中隨著循環脫鹽過程的不斷進行，濃縮液和淡化液的濃度差越來越大，水的滲透和鹽的滲透越來越嚴重[6]，只采用一級循環的方法可能無法達到處理效果，需要采取多級循環脫鹽和濃縮的處理工藝。

2.2實驗裝置設計電滲析器是整個電滲析系統的核心設備，其由極板、陽離子交換膜、陰離子交換膜、隔板組成。（1）離子交換膜的選擇：對市售離子交換膜調研和比較，選用滄州眾邦水處理技術有限公司生產的“低滲透膜”作為實驗用膜。其陽膜具有強酸性活換基團R-SO3-和可解離離子H+，帶正電荷的離子易吸收通過；陰膜具有強堿性活換基團R-CH2N+（CH3）3和可解離離子Cl-，帶負電荷的離子易吸收通過，對Cl-具有較強的選擇滲透性。該膜被化工分離和環保領域廣泛應用。（2）電極選擇：工藝廢水含有大量Cl-和SO42-，腐蝕性較強。對常用的石墨、不銹鋼、鈦涂釕、鈦涂鉑、二氧化鉛等電極材料進行了比較，最終選擇鈦涂釕作為電極材料。（3）組裝形式設計：工藝廢水含鹽量高，一級電滲析的脫鹽率較低，因此，通過增加級數來降低操作電壓，通過增加段數來增加一次通過電滲析器的脫鹽效果，選擇兩級兩段式組裝方式。（4）模組選型：對常見模組結構比選后，采用滄州水處理有限公司開發的一種低流速模組結構，該模組結構可在流速為0.5cm/s左右平穩實現高脫鹽率。隔板的外形尺寸為150mm×400mm×0.8mm，為編織網式隔板，有效流道尺寸為100mm×250mm×0.6mm，流程為250mm。極板選用小型電滲析設備常用的魚鱗型極板，設計處理量為10~50L/h。以30L/h計，若流速為0.5cm/s時，每段所需膜的對數為：歸整取n=30對。式中，Q為淡化液流量，cm3/s；d為有效流道厚度，cm；a為有效流道寬度，cm；v為淡化液流速，cm/s。（5）極限電流的確定[7-10]：電滲析在極限電流下運行一般可實現最小的單位產水量電耗，若運行電流高于極限電流則會發生極化，盡管脫鹽率上升，但電流效率下降，單位產水量電耗增加，并發生電場下水的遷移。根據威爾遜公式，廢液濃度以NaCl0.8mol/L計時，極限電流：ilim=KCmVn=0.042×C0.95×V0.59=0.042×8000.95×0.50.59=16.0（mA/cm2）式中，K，n，m為與電滲析器結構形式和水型有關系數，根據經驗數據，取K=0.042，m=0.95，n=0.59；V為淡化液流速，cm/s；C為淡化液側濃度，mmol/L。膜組有效流道寬度a=10cm，膜組單段有效流程L=25cm，則總極限電流Ili.Ilim=ilim×a×L=16.0×10×25=4000（mA）即設計極限電流為4A。（6）設計及選型結果：綜上所述，電滲析系統設計及選型相關參數如表2所示。3實驗設計根據工藝廢水所含鹽分中NaCl占90%以上這一特點，為簡化試驗過程，先利用NaCl溶液作為研究對象，探索工藝流程和操作參數，然后通過陰離子選擇滲透性實驗比較各陰離子在該流程和參數下的選擇滲透性，最后利用模擬工藝廢水驗證工藝流程和操作參數。具體實驗安排如下：（1）NaCl直流脫鹽實驗：以濃度0.8mol/L（質量濃度4.68%）的NaCl溶液體系作為研究對象，探索極間電壓的操作范圍。（2）NaCl一級循環式脫鹽實驗：以質量濃度0.8mol/L的NaCl溶液體系作為研究對象，在上述試驗確定的極間電壓范圍內，探索一級循環式脫鹽過程的變化規律和最佳工藝操作參數。（3）NaCl溶液一級循環淡化液再脫鹽實驗：根據NaCl溶液一級循環實驗的結果，將一級循環脫鹽得到的淡化液作為原液再進行脫鹽，直至滿足濃度要求。（4）NaCl溶液一級循環濃縮液再濃縮實驗：根據NaCl溶液一級循環實驗的結果，將一級循環脫鹽得到的濃縮液作為原液再進行濃縮，直至滿足濃度要求。（5）陰離子選擇滲透性實驗：以實際廢液中所含的主要陰離子為研究對象，在已確定的工藝流程和工藝參數條件下，驗證所用離子交換膜對廢液中主要陰離子的選擇滲透性。（6）模擬工藝廢水電滲析處理實驗：在以上實驗確定的工藝流程和操作參數的基礎上，檢驗整個工藝流程及電滲析系統在處理模擬工藝廢水時的實際效果。4測量分析方法為便于現場取樣，快速及時的得出測量結果，對只含有一種溶質的溶液通過測量其電導率確定其濃度。對于NaCl溶液，依據JB/T8278—1999《電導率儀的試驗溶液氯化鈉溶液制備方法》進行。對于Na2SO3、Na2SO4、NaNO3、NaNO2、Na2CO3、NaHCO3各種溶液，通過測量不同濃度的標準溶液，繪制電導率與濃度關系的標準曲線，用于實驗過程中濃度測量的比對。電導率儀采用DDB-303型便攜式電導率儀（上海天達儀器有限公司）。混合溶液體系下，分析方法和依據標準如表3所示。

5實驗結果及分析

5.1NaCl溶液直流脫鹽實驗本實驗以質量濃度4.68%的NaCl單獨溶液體系作為研究對象。液體流速30L/s時，在極間電壓分別為20、30、40、50、55、60和70V的恒定電壓下分別進行3次直流脫鹽實驗。實驗的主要技術參數及結果如表4所示。實驗過程中：極間電壓為55V時，電流值接近設計極限電流4A，此時偶爾會有輕微的氯氣味，表明開始出現極化現象；電壓達到60V、70V時，極水發出刺激性的氯氣味道，表明有大量NaCl發生電解，發生明顯的極化現象，因此，極間電壓不應大于55V。在不同電壓下，隨著電壓的增加，電滲析的脫鹽率變大，電流變大，電耗隨之增大。極間電壓30V能耗值最小，50V時脫鹽率高達25%，對直流脫鹽過程的極間電壓可以在30V~50V間選擇。根據威爾遜公式，極限電流與NaCl溶液濃度基本上成正比。由于NaCl溶液濃度與電導率基本上成正比，而極間電壓取決于電流和電導率的比值，所以，極限電流下的極間電壓基本上不隨溶液濃度而變化。因此，本實驗確定的極間電壓范圍在溶液濃度發生變化時仍然有效。

5.2NaCl一級循環式脫鹽實驗本實驗以質量濃度4.68%的NaCl單獨溶液體系作為研究對象，第一級循環脫鹽實驗極間電壓控制在30~60V，流量30L/h，濃縮液側與淡化液側初始溶液體積均為10L。當濃縮液濃度達到最大值時試驗終止。最終得出實驗結果如表5所示。實驗過程中：極間電壓為60V時發生明顯的極化現象，與直流脫鹽實驗的結論一致；180min內，40V、50V和60V下濃縮液濃度均出現最大值，30V下濃縮液濃度仍在繼續增加，40V時單位產水量電耗E最低。濃縮液濃度之所以出現最大值是因為：循環電滲析過程中，電場作用迫使離子從濃縮液側向淡化液側滲透，但隨著淡化液與濃縮液濃度差越來越大，水從淡化液向濃縮液的滲透壓以及離子從濃縮液向淡化液的滲透壓也越來越大；此外，離子遷移時也會攜帶一定的水分子透過膜，濃縮液體積也會逐漸變大；當電場導致的離子滲透壓、濃度差導致的離子滲透壓和水的滲透壓達到平衡時，濃縮液濃度會出現一個最大值，然后慢慢降低。由表5可知，40V、50V和60V時濃縮液濃度最大值依次降低，淡化液濃度卻依次增大，表明極間電壓越大，水從淡化液向濃縮液的滲透越嚴重。直流脫鹽實驗得出30V時直流脫鹽能耗較低，但循環脫鹽過程中較低的脫鹽率導致所需時間較長反而導致能耗增加。因此，本實驗得出循環脫鹽實驗的推薦操作參數為流量30L/h，極間電壓40V。一級循環脫鹽產生的濃縮液濃度達到最大值時的淡化液濃度約為0.496%（約4960mg/L）。由于淡化液濃度高于GB3838—2002《地表水環境質量標準》要求的氯化物250mg/L（以氯計），因此需要對淡化液繼續進行二級循環脫鹽。

5.3NaCl溶液一級循環淡化液二級循環脫鹽實驗一級脫鹽循環實驗產生的淡化液NaCl質量濃度為0.496%。考慮一定的余量，二級循環試驗原始溶液按照0.562%（約0.1mol/L）配制。一級循環脫鹽產生的淡化液體積為8.1L。考慮到水的滲透、解離、電滲析過程會導致部分淡化液向濃縮液側遷移，確定淡化液與濃縮液初始體積比為4.5∶3.6。實驗結果表明：淡化液NaCl濃度隨脫鹽時間逐漸降低，40min后，淡化液中Cl-濃度約為186mg/L，低于GB3838—2002《地表水環境質量標準》要求的氯化物250mg/L（以氯計），淡化液體積為4.2L。本實驗持續60min結束，此時淡化液濃度約為103mg/L，淡化液濃度還有繼續降低的趨勢。5.3NaCl溶液一級循環濃縮液直流濃縮實驗NaCl溶液一級循環脫鹽濃縮液質量濃度最大值為7.18%，取一定余量，選擇質量濃度7%的NaCl作為直流濃縮原液。NaCl溶液直流脫鹽實驗確定的極間電壓為30V~50V，由于濃縮液最終濃度需要大于85000mg/L，因此，濃縮過程需要較高的脫鹽率，選擇50V為操作參數。一級循環脫鹽產生的濃縮液體積為11.9L，考慮到水的滲透、解離、電滲析過程會導致部分淡化液向濃縮液側遷移，確定淡化液與濃縮液體積比為6.9∶5。實驗結果表明：直流脫鹽過程穩定后濃縮液質量濃度為8.6%，約為86000mg/L，高于工藝廢水平衡要求的85000mg/L，產生的濃縮液體積為5.2L，則最終濃縮液與二級循環脫鹽實驗最終淡化液體積比為5.2∶4.2，小于5∶4，可滿足濃縮要求。

5.4總體推薦流程上述實驗表明，在圖2所示的工藝流程和操作參數下，對0.8mol/LNaCl溶液利用電滲析過程處理后，可以滿足廢水處理要求。5.5陰離子選擇滲透性實驗本實驗確定陽離子為Na+，分別采用SO42-、SO32-、NO3-、NO2-、CO32-、HCO3-陰離子構成單獨體系在相同摩爾濃度下進行電滲析實驗，在濃度為0.4mol/L、流量30L/h、極間電壓40V下進行3次一級電滲析脫鹽實驗。實驗過程中溶液濃度變化如圖3所示，120min后各溶液濃度及脫鹽率如表6所示。電滲析系統對各主要陰離子均有明顯的選擇滲透性，但不同離子的選擇滲透性之間有差異，強酸離子的脫鹽率高于弱酸離子，原因是弱酸離子發生水解和電場作用下離解，導致溶液中離子濃度增加；SO42-和SO32-的脫鹽率明顯低于其他離子，可能是因為離子體積較大造成的，也與所用離子交換膜的特性有關。真實工藝廢水中，SO42-、SO32-、NO3-、NO2-、CO32-、HCO3-含量均遠遠低于本實驗所用的0.4mol/L，對工藝廢水的實際脫鹽效果有待通過模擬工藝廢水電滲析實驗進一步驗證。5.6模擬工藝廢水電滲析處理實驗放射性廢物焚燒系統真實工藝廢水中含有多種陽離子和陰離子。陰離子中Cl-占90%以上，其余為SO42-、SO32-、NO3-、NO2-、CO32-、HCO3-等；陽離子中Na+占99%以上，其余為Ca2+、Mg2+等。真實工藝廢水含放射性核素90Sr、137Cs、60Co及鈾、钚等，活度濃度小于4kBq/L，放射性核素的質量濃度小于0.27mg/L（以235U計），含量極低，不是本實驗所關心的處理對象。因此，本實驗對此進行了簡化處理，陽離子只使用Na+，陰離子濃度參考實際廢水成分配制，模擬工藝廢水組成見表7。本實驗采用如下工藝流程和操作參數：（1）在極間電壓40V，流量30L/h下進行第一級循環脫鹽實驗，時間為120min，初始溶液在濃縮液側與淡化液側的體積比為1∶1；（2）將第一級循環實驗產生的淡化液作為原液，在極間電壓40V，流量30L/h下再進行40min循環脫鹽實驗，原液在濃縮液側與淡化液側之比為7∶9；（3）在極間電壓50V，流量30L/h下將一級循環脫鹽產生的濃縮液進行直流脫鹽，濃縮液側總量與淡化液側總量之比為5∶7。處理后的溶液組成見表8。由表8可見，模擬廢液經過兩次循環脫鹽后得到的淡化液中各主要陰離子濃度滿足《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）要求；一級循環脫鹽后濃縮液經過直流濃縮后的濃度大于85000mg/L，最終濃縮液與淡化液體積比小于5∶4，滿足工藝廢水處理平衡的要求。

第4篇：放射性廢水的處理方法范文

【關鍵詞】核醫學科；安全防護；輻射；管理；對策

近年來，隨著醫學技術的不斷發展，核醫學的發展較快，在醫療衛生保健領域中，同位素被逐漸廣泛地應用，廣泛應用在醫院的核醫學科工作中[1]。核醫學科是醫院及醫療機構設置的重要科室之一，能夠為廣大患者提供有效的診治依據[2]。但是，電離輻射也會隨著同位素的應用而產生，目前，一些醫院的核醫學科尚存在對輻射安全防護與管理中的不足[3]。本文筆者針對某醫院核醫學科目前對輻射安全防護與管理中存在的不足進行分析，并對相應的管理對策進行探討，對醫院核醫學科的輻射安全進行管理，保障核醫學科工作人員以及患者的健康，為醫院核醫學科的臨床工作提供幫助，現作如下分析。

1 某醫院的核醫學科輻射檢測情況

1.1 對輻射進行檢測的儀器及檢測方法

本次對某醫院的核醫學科進行全方位檢測，以了解掌握該醫院核醫學科輻射情況。輻射檢測儀選用型號為BH3103X-γ的便攜式巡測儀，對核醫學科的工作場面進行射線測量；選用PCM-100（α、β、γ）對核醫學科進行表面污染的檢測；選用FJ-377熱釋光劑量計對個人計量進行檢測。

1.2 該醫院核醫學科輻射檢測結果分析

本次檢測結果顯示，該醫院核醫學科中，輻射源主要包括非密封源和密封源，非密封源為99mTc源、131I源、125I源，密封源為137Cs源、241Am源、90Sr源。本次測量結果具體如下：

（1）空氣比釋動能率：分裝室、放射源庫、給藥室、分裝室操作位置、骨密度室、治療室、放免室分別為0.08-0.13μGy/h、0.13-0.24μGy/h、0.09-0.23μGy/h、3.20-4.01μGy/h、0.11-0.20μGy/h、0.11-0.14μGy/h、0.10-0.13μGy/h。

（2）核醫學病房內表面污染的活度濃度測量結果：分裝室、放射源庫、治療室、給藥室、操作者手、放免室的活度濃度分別為0.17-0.25Bq/cm2，0.35-0.41Bq/cm2，0.13-0.21Bq/cm2，0.14-0.25Bq/cm2，0.22-0.24Bq/cm2和0.15-0.18cm2。

（3）本次參與個人劑量調查的有12名工作人員，調查結果顯示每人每年有效劑量為0.07-2.18mSv，采用2000h/a的最長工作時間計算可得，在操作99mTc源的工作人員中，其工作量最大為8.06mSv，高于5mSv的年個人劑量約束值，因此，在尚未投入通風櫥的運行前，應進行流作業的工作模式，并盡快購買通風櫥進行安全防護。

（4）在本次研究中，在100厘米敷貼器貯源箱表面位置處，測量出空氣比釋動能率的平均值為0.27μGy/h，與國家標準值相比明顯較低，但個人劑量約束值明顯較高，因此，該醫院核醫學科應該盡快投入有機玻璃防護眼鏡及防護屏的使用，尚未運行使用時，采用流作業的工作模式進行。

2 醫院核醫學科輻射安全防護與管理對策

2.1 合理進行醫院核醫學科的布局

在醫院核醫學科的工作區域布局中，應嚴格按照GB18871的規定對非密封工作場所進行分區、分級布局[4]。在輻射防護與管理中，應將工作場所分為監督區及控制區，即二區管理。監督區分別為顯像室、標記實驗室、放射性廢物、診斷病床區以及放射性核素貯存區，控制區分別為給藥室、操作室、病人進行放射性核素治療的床位區。在對控制區以及監督區進行分區時，應該合理布局并安排區域的分布情況。例如，在進行檢查室以及給藥室的布局時，應將其分開，并診斷用的候診室、給藥室等進行合理布局，并設置專門用于受檢者使用的衛生間。當在檢查室實施給藥操作時，必須采用放射防護設備進行防護。

2.2 加強管理放射性核素廢棄物的處理

在醫院核醫學科的管理過程中，加強管理工作人員對存在放射性的核素廢棄物的處理，是減少輻射的重要措施[5]。對于在醫院核醫學科工作現場殘留的污染物廢水，在處理過程中，應將廢水置于衰變池進行儲存衰變處理，使廢水的放射性核素濃度比相關標準值低后，再在排放管道中將廢水排出；對于生產過程中存在的廢棄，在排放前應采用活性炭進行相關過濾處理，降低廢氣的放射性核素活度后再進行排放處理；對于高濃度廢水以及使用過但仍剩余的原液，應將其進行集中收集，再統一進行處理，活性濃度降低至合格值后，再將其排放。

2.3 加強核醫學科工作人員對輻射防護的重視

醫院核醫學科的輻射來源以接觸放射污染源為主要來源之一，因此，加強核醫學科工作人員對輻射防護知識的了解、提高工作人員對輻射防護知識的重視意識，能夠有效減少不必要的放射性物質照射。大多數工作人員并未對輻射防護知識具有全面了解，因而并不重視防護措施的重要性及必要性，加之輻射存在于無形之中，導致工作人員并未養成良好的習慣，大量存在未換鞋便隨意出入標記室、未佩戴防護手套即對放射源進行分類處理等，導致放射性污染的發生率較高。因此，醫院應加強對核醫學科工作人員的防護知識的宣教，提高防護意識。

2.4 完善醫院內部的規章制度以及管理措施

在單位內部中，規章制度能夠保證各項工作得以順利開展，因此，醫院應加強對核醫學科輻射防護與安全的管理力度，完善相關制度，定期對核醫學科的工作人員進行培訓。要求核醫學科的工作人員對國家相關法律法規進行熟悉與掌握，定期培訓在職的輻射工作人員，對于新入職的工作人員，入職前應進行系統的崗前培訓，加強工作人員對輻射防護安全及管理的認識。根據核醫學科的科室特點，針對突發放射事件制定具有針對性、全面性的應急預案，并制定有效的防護措施。當放射事件無可避免的發生時，可根據應急預案對事件進行及時處理與控制，防止事件進一步惡化。

3 討論

核醫學科是醫院及醫療領域中的重要科室，對廣大患者的疾病診斷、治療具有重要影響，核醫學科的輻射防護與管理水平，與該科室的工作效率、工作質量具有明顯聯系，因此，加強醫院核醫學科的合理布局、加強管理放射性核素廢棄物的處理、加強核醫學科工作人員對輻射防護的重視并積極完善醫院內部的規章制度以及管理措施，是保證核醫學科工作環境安全的重要措施。

【參考文獻】

[1]王宏芳，婁云，萬玲，等.核醫學科操作人員及相關場所輻射水平調查[J].現代預防醫學，2015，42（4）：601-602.

[2]高芳，高向東，劉繼平，等.某醫院臨床核醫學放射衛生防護分析與探討[J].中國輻射衛生，2014，23（2）：140-143.

[3]郜風麗，劉淑娟.由輻射安全與防護探討核醫學科健康管理模式[J].中國現代藥物應用，2014，8（22）：216-218.

第5篇：放射性廢水的處理方法范文

關鍵詞：醫院污水；特點；處理技術

中圖分類號：U664.9文獻標識碼： A

由于醫院污水的來源及組成成分相對較為復雜，污水中含有的有毒有害化學污染物、重金屬、有機物、病原性微生物的含量都比較大，其次，由于醫院放射科工作中造成一些放射性污染物的產生等，這些污染都具有快速性、潛伏性以及空間性等特征，若如果處理不當，不僅會對環境造成很大的污染，也會成為傳染某些疾病的重要途徑，因此，對醫院污水的處理，是醫療衛生機構以及各個醫院必須重視的問題。

一、醫院污水的特點以及處理現狀

1、醫院排放污水的特點：醫院排放的污水大概可以分為四中類型，第一種是傳染病菌廢水，常見的有腸道病菌、病毒以及結核桿菌等廢水；第二種是放射性廢水，這類廢水的成分中都是含有放射性元素；第三種是醫院職工的排放的生活廢水，比如說職工盥洗、廚房以及上廁所時產生的廢水；第四種是一般帶病菌的廢水，通常指腸道病菌污水和醫療器械的洗滌污水。這些廢水的來源主要是醫療室、病房、化驗室、手術室以及醫院各個醫務人員的宿舍、食堂等地方排放的廢水。醫院污水排放的特點是COD為150 -300mg/L， 。OD為80一150mg/L }，SS為40一120mg/L }，pH值為7-8之間。醫院污水中含有大腸菌群和傳染性細菌、病毒等病原性微生物，當這些污水受到這些病菌的污染時，就會具有很強的傳染性，會誘發多種疾病。

2、醫院污水處理的現狀：目前，我國醫院在對污水處理時，都只是對污水進行單一的處理，在實際污水處理過程中，往往伴隨著污水的處理和脫水污泥的處理處置問題，它們也直接影響著污水處理的情況。在對污水處理時，只關注污水處理結果，對于污水處理后污染物對環境的影響很少關注，污水處理理系統在其運行的過程中，會產生包括NH3、S02等在內的氣態污染物，其處理水中也會含有N、P等水體污染物，同時還會產生沉淀污泥、脫水污泥等在內的固態污染物。這些污染物的直接處理或排放都會對環境造成一定的影響。

二、醫院污水處理的一般方法

在我國的醫院，對污水的處理過程，一般采用三中處理方式，分為消毒處理、物理處理以及生化處理。這三種處理方式依次進行，分為一級處理、二級處理和三級處理。

1、首先是消毒處理（一級處理）：對于一些醫院的綜合污水的處理可以通過一些混凝沉淀的方法，采用預處理，去除污水攜帶的病毒和病菌的顆粒物等，再進行一級強化消毒處理，不僅能降低消毒劑的用量，而且有效的提高了消毒的效果，進而避免由于消毒劑使用過量，對周圍環境造成污染。醫院的污水處理系統前部會設置自動格柵，醫院的污水經過了化糞池后再進入調節池，而調節池污水經過自行提升沉淀，沉淀過后的水流入接觸池再次進行消毒處理，這樣，通過接觸池排放的水，就能直接達到排放標準。污水處理消毒系統的污泥及欄柵會將污水處理站產生的污水垃圾采用添加石灰石的方式進行集中地消毒處理，然后運送出去。而以及消毒處理不僅可以將污水中攜帶病毒病菌的顆粒物去除，而且可以達到好的消毒效果，提高了后續消毒劑的用量，堅守了投資費用，有利于進入二級處理。

2、物理處理（二級處理）：主要是將污水中的有機污染物去除到90%之上，對懸浮物的去除要達到95%以上，這樣污水的有機物才能達到排放標準，二級處理的工藝流程是將綜合污水放到調節池然后再進行生物氧化最后接觸消毒。由于調節池內有設置提升的水泵，一般的生活污水直接通過化糞池到達調節池，污水經過調節池直接進行生物處理。這樣可以使得污水進入接觸池消毒，進一步的排放。對于調節池、生化池、接觸池產生的垃圾以及污泥，需要采用加石灰石的方法進行集中消毒處理后再送出焚燒，而二級處理工藝大部分是一些非傳染病醫院或者傳染病醫院的污水和糞便進行分別收集。對一些糞便應該預先獨立消毒，可經過單獨處理或者通過下水道等方式進入化糞池進行處理。生活的污水則直接進入已經預消毒處理后的調節池。所有工序都是在密閉的環境中運行，然后經過統一的通風處理之后，進行換氣，最后廢棄的消毒采用紫外線進行消毒后再排放。二級處理可以降低一些垃圾物體的濃度，其特點在于采用具有了過濾功能的高效的好氧處理工藝，更加的有利于消毒，比較適用于排入自然水體的地點進行污水處理。其工藝流程如下圖：

3、生化處理（三級處理）：三級處理是進一步的處理非常難以降解的有機物以及一些水體富營養化的一些無機物等。主要方法是生物脫氮除磷法和離子交換法和電滲析法等。整個的過程是經過污水提升泵的提升之后，經過一些篩率器，之后再進入沉砂池，經過有效的分理的污水進入沉淀池，而沉淀池的出水進入生物設備進行下一步處理。生物處理設備的出水接著進入二次沉淀池，而二次沉淀池的出水是經過消毒排放或者進入了三級的處理。而一級強化處理結束之后此為二級處理。二次沉淀池的污泥一部分會回流到沉淀池或者生物處理設備，而一部分進入了濃縮池，之后再接著進入消化池，經過脫水和干燥的設備之后，污泥最后被利用。

三、醫院污水處理的技術

1、循環式活性污泥法：根據水質和排放標準控制工作周期、有機負荷等運行參數，使污水處理結果在滿足水質要求的情況下最大限度的降低運行成本，與傳統污泥法相比，循環式活性污泥法取消了常規的一沉池和二沉池，不但占地少、造價低、管理簡便而且處理效率也比較高。

2、氧化溝工藝技術：氧化溝技術屬于活性污泥法的一種，是一種污水生物處理技術，把連續式反應池作為生化反應器，混合液在其中連續循環流動。氧化溝使用一種帶方向控制的曝氣和攪動裝置，向反應器中的混合液傳遞水平速度，從而使被攪動的混合液在氧化溝閉合渠道內循環流動。其工藝流程如下圖：

氧化溝工藝技術具有運行穩定，工藝流程簡單，處理效果好，運行管理方便，氧化溝工藝不需要初沉池和污泥消化池，對污染物的處理水平可以達到百分之九十五以上，并且對濃度較高的污水、對水量水質的沖擊有較強的負荷能力和適應力，由于其工藝技術較為簡單，投資成本較低，運行穩定，出水水質好，易于維護管理，與傳統活性污泥工藝相比，不僅節省成本，還可以進行脫氮除磷，因此，逐漸得到醫院的廣泛應用。

四、醫院污水處理的建議

首先對于醫院污水的處理要不斷地更新醫院污水的處理技術，盡量選用更優質的消毒劑，在消毒方面主要有臭氧消毒以及氯化消毒兩種，臭氧消毒能夠充分的提高廢水的水質，并且在運輸、處理和存放的過程中更加安全，在醫院污水處理中，對小兒麻痹和大腸菌等病毒能夠徹底的殺死，具有良好的消毒效果；在氯化消毒中，效率最高的一類消毒劑是二氧化氯，二氧化氯對于一些病毒、真菌、分枝桿菌、細胞芽孢體以及細菌繁殖等多種有害微生物和藻類都具有很好地滅菌作用，對于水中的一些氯仿、氯酚、苯并芘蒽醌、四氯化碳、氰化物以及硫化氫等微量有機污染物能夠起到破壞作用，還能氧化水中的鐵和錳等還原狀態的金屬離子，降低了水的異味和色度，二氧化氯與普通的氯氣相比，不僅成本低，而且更容易與廢水發生反應。其次，重視放射性廢水處理的管理工作，對于醫院醫療治療、診斷過程中排出的放射性廢水，應配有單獨的收集系統，并且試驗沖洗廢水和含放射性物質的生活廢水應分開收集，對于糞便類的生活廢水，應先在污水處理池以及化糞池中進行凈化處理，然后再將其排入處理池，對于實驗室的試驗沖洗廢水，應將其直接排入處理池。對于那些沒有設立專門的化糞池的醫院則應將這些已經經過消毒處理的排泄物按照醫療廢物的方式進行對待處理。

結束語

由于醫院污水的排放不僅會對環境造成嚴重的危害，而且會導致一些傳染病的出現，因此，我們應該對醫院的污水處理進行有效的處理排放，運用合理的技術對醫用污水消毒處理，促進污水處理事業的發展。

參考文獻

[1]傅垣洪,楊成立. 試論醫院污水處理方法[J]. 科技情報開發與經濟,2009,33:114-116.

第6篇：放射性廢水的處理方法范文

關鍵詞：矸石基吸附劑 廢水處理 環保

1、引言

目前全世界每年排入環境中的工業廢水和生活污水達6000～7000億噸。廢水的主要有害物質有酚、汞、鎘、鉻、鋅和有機物等[1]。矸石基吸附劑由于比表面積大、吸附性能高、離子交換性良好，功能與活性炭相當，甚至更好，而其制備原料價格低廉，工藝簡單，經過開發利用，在廢水處理方面可以作為活性炭替代品，近年來它在環境保護和污染防治方面的應用得到了廣泛的研究，特別是在工業污水處理、生活用水凈化和硬水處理等方面已取得了一定的進展。矸石基吸附劑在廢水處理中的應用一直是國內外學者的研究重點。如矸石基吸附劑或活化后的矸石基吸附劑去除廢水中的Pb2+、Cr3+、Cd2+等重金屬離子，磷酸鹽、N-NH4+、有機污染物，吸附去除SO2、NOX等氣體，海水淡化以及對廢水脫色除臭等方面都有應用。經表面活性劑活化的有機矸石基吸附劑對無機污染物CrO42-、SO42-、SeO42-等和有機污染物如聚氯乙烯、苯系列都具有很高的去除率。矸石基吸附劑具有良好的離子交換性能，而且其交換出的鉀、鈣、鈉等都是相對來說比較無害的離子，因此矸石基吸附劑可作為廢水處理的理想材料。

2、矸石基吸附劑在廢水處理中的應用

2.1去除廢水中的重金屬離子

鎘、汞、鉛、鋅等重金屬離子是造成環境污染、對人體極為有害的物質，消除方法有活性炭吸附法、溶劑萃取法和離子交換法等。實驗表明，用矸石基吸附劑特別是用NaOH、HCl和NaCl處理過的矸石基吸附劑處理上述重金屬離子效果較好，被矸石基吸附劑吸附交換的重金屬離子，還可濃縮回收，矸石基吸附劑經處理也可再生使用。矸石基吸附劑經改性處理后，表面積明顯增加，從而提高了它的吸附能力，并用改性矸石基吸附劑處理含鉛廢水進行了試驗研究[2]，結果表明，在廢水pH值為4～12、Pb2+為0～100mg/L范圍內，按鉛/改性吸附劑重量比為1/200投加活化矸石基吸附劑進行處理，鉛去除率在98%以上。Bowman[3]等發現，表面活性劑改性的矸石基吸附劑，特別是用陽離子表面活性劑改性的吸附劑，在保持原來去除重金屬離子、銨離子和其他無機物及某些有機物能力的同時，還可有效去除水中的含氧酸陰離子，并大大提高了其去除有機物的能力。

2.2去除廢水中氨氮和磷

水體中的氨氮和磷含量增加會導致水體的富營養化，從而破壞水生態環境。因此去除廢水中的氨氮和磷已成為水處理的重要課題之一。對于矸石基吸附劑在水處理領域的應用，國內外學者已經做了比較廣泛深入的研究[4]。但是用于去除污染水中的氨氮的研究較多，而用于處理磷的研究較少；用于處理廢水的研究較多，而用于微污染水源水的研究相對較少，用于同步脫氮除磷的更少。通過研究可看出用改性矸石基吸附劑作為污水處理材料，具有以下諸多優點：儲量豐富、價廉易得；制備方法簡單；可去除水中無機和有機污染物；具有較高的化學和生物穩定性；容易再生等。我國煤矸石礦產資源豐富，因此，應加強煤矸石制備吸附劑在污水處理方面的應用研究，開發價廉物美的新產品，并盡快將其轉化為工業生產力，以適應社會發展的需要，使廉價的沸石在環保行業發揮更大的作用。所以，加強矸石基吸附劑對微污染水源水中氮磷的凈化和實際利用研究，改性制備出對微污染水源水中氮磷具有同步凈化作用的產品，將是今后的研究方向之一。

2.3去除飲用水的氟

氟是一種有毒的物質，飲用水中氟的含量過高，容易使兒童患氟斑病和氟骨癥。研究表明[5]矸石基吸附劑經不同濃度NaOH處理后，試驗了其脫氟效果并進行了再生實驗，結果表明用矸石基吸附劑處理含氟水成本低，技術簡單，適合推廣。另外有研究了用鹽酸、硫酸鋁和高溫方法活化矸石基吸附劑的工藝條件，結果表明用活化吸附劑處理后的含氟飲用水，基本可達到國家飲用水標準。

2.4去除放射性廢水中的銫和鍶

離子交換技術最早的應用之一就是去除和純化放射性同位素銫和鍶。在原子能工業中，當放射性廢液中含有這類物質時，必須將它們儲存到蛻變為穩定狀態后才能排除。矸石基吸附劑對銫和鍶有極強的交換去除能力，不受輻射的影響。而且交換了放射性離子的矸石基吸附劑，將其熔化后可使放射性離子永久固定在晶格內，防止其擴散污染[6]。

2.5處理印染廢水和含油廢水

我國為印染工業大國，每年的廢水排放量在400萬m3。含油廢水主要來自于化工廠等企業，這些廢水如不治理，將造成嚴重污染。將矸石基吸附劑與優質煤粉按一定比例混合，擠壓造粒，灼燒成多孔質高強度吸附劑顆粒吸附劑，用于吸附處理染液和印染廢水，得到了比較好的脫色效果。尤其是與堿式氯化鋁混凝劑合用處理效果更好，脫色率達到89.9%[7]。另有，用矸石基吸附劑處理某水廠廢水[8]，結果表明，沸石對含油廢水的去除效果顯著，處理后達到生活用水的標準，且出水水質良好、穩定，與活性炭相比，具有成本低，機械強度高的特點。用矸石基吸附劑代替活性炭處理印染廢水和含油廢水具有可行性。

3、矸石基吸附劑在廢水處理中的缺陷

矸石基吸附劑對水中的陽離子有較好的吸附能力。但在污水處理領域中，但是由于吸附劑孔道易堵塞，并且相互連通的程度也較差；其表面硅氧結構具有極強的親水性，結構外部陰離子易水解，導致矸石基吸附劑吸附有機物的性能極差，并且硅鋁結構本身帶負電荷，故難以去除水中的陰離子污染物；還因為矸石基吸附劑孔徑小去除重金屬離子效果不太好，其吸附能力往往達不到要求，所以生產用量相當大。這些都是矸石基吸附劑的缺陷。為進一步提高矸石基吸附劑的吸附、離子交換等性能必須對其進行改性處理，保持其對陽離子良好吸附能力，并增強其對陰離子和有機物的吸附能力。

歸納起來，主要有以下幾點：

1.在確定影響吸附效果的因素（如pH值、離子強度、有機物初始濃度、矸石基吸附劑用量等）、對矸石基吸附劑吸附去除各種污染物的性能、最佳吸附條件、吸附過程可能的機理以及吸附有機物的脫附方法等方面還需做大量的研究工作。

2.目前對于矸石基吸附劑及改性后的矸石基吸附劑在污水處理中的應用及其作用機理、規律和影響因素的研究，國內外學者雖然已作了一些報道。但這些研究絕大多數還處于起步階段，僅局限于實驗室規模，且大多是用來處理自制廢水，對于實際廢水中污染物的吸附處理研究的還較少。造成這種狀況的主要原因為實際污水因來源不同，成分復雜，用來處理廢水的矸石基吸附劑必須進行有針對的改性，而且在處理實際污水時的條件和隨后的再生條件的研究也需具體問題具體分析，這些方面限制了改性矸石基吸附劑在廢水處理的領域的快速推廣。

參考文獻：

[1]奚旦立.環境監測（修訂版）[M].北京：高等教育出版社，1994：389-391.

第7篇：放射性廢水的處理方法范文

關鍵詞： 環境地質問題 解決方案

紅柳井田屬緩坡丘陵地貌，目前主要環境地質問題是土地沙漠化。水質基本未受污染，但水質差，按照生活飲用水、灌溉用水及工業用水標準評價，均屬劣質水，地下水必須經處理后方可利用。由于紅柳井田的的開發必將帶動周邊經濟發展，屆時礦區周邊的商業小區、居民小區必將繁盛起來，隨著人口的不斷增加礦區建設及規劃就變得越來越重要，而礦區建設帶來的環境問題就不得不進行提前防治，以達到礦區的可持續發展。

1、井田開發引起的主要環境地質問題

1.1煤層開采對環境的影響

地下煤層采空后常常會發生地面塌陷，采礦塌陷是礦區地面不穩定的重要因素。它通常造成上覆巖層發生彎曲、變形、破裂、冒落，引起地表不均勻沉降和地面塌陷，不僅嚴重破壞農田、草原、道路、管線和建筑物，而且強烈改變礦區的地形地貌條件、土地利用類型，以及地下水與地表水的水質、水量和流動狀態。地面塌陷對礦區人民的生命財產和礦區生態環境均會造成嚴重破壞。由于區域內人口密度相對稀少，村落稀疏，且紅柳井田主要開采煤層平均埋深較大，煤礦開采對地面建筑物的影響可能較小，但對新建項目應在設計和建筑時采取必要的安全措施，避免地表沉陷造成的影響，減少不必要的損失。

礦區開發建設中大規模的工程活動，地表物質大規模擾動，形成大量易流失的堆積物；運輸干線及兩側、工業廣場等地的施工，植被遭破壞，生態環境受到一定影響，排棄的土石堆放在緩坡、洼地，要壓埋原有灌木草地，植被覆蓋率下降，廢棄的土石易風化成為沙源物質。

1.2 煤、煤矸石的環境影響

①、對水體的影響

煤層及其夾矸和圍巖中含有一定量的硫、磷、氯、砷等金屬和硫化物的有毒物質，這些物質隨廢棄物排出地面后，經過日曬雨淋，有毒物質在水流作用下滲入地下污染土壤和水質，從而對周圍環境造成污染。

根據本井田煤質資料測試結果，煤層原煤全硫含量變化較大，其變化范圍為富硫-中硫-低硫-特低硫，其中以有機硫和無機硫為主，硫酸鹽硫很少；有害元素原煤磷的含量變化范圍為0.001～0.157％，平均0.014％，屬低磷-特低磷；煤層中氯的含量平均值一般在0.004～0.484%，平均0.036％，變化范圍為低氯-特低氯；煤中砷的含量一般為0～22ppm，平均值為1.0ppm。可見，磷、氯、砷的含量均不大，而且本區降水量較低，井田內地表無徑流存在，煤及矸石和露放廢渣淋溶水對環境影響較小，但在矸石的處理和環境保護過程中，不可忽視其存在的危害性。

②、對大氣的影響

如果煤矸石因自燃著火，排出大量煙塵、SO2、CO、H2S等有害氣體，對大氣環境造成一定的影響；矸石起山堆放，當地面風速＞4.8m/s時，會使矸石山起塵，增加大氣中懸浮顆粒含量，進而影響環境。但由于矸石多以填溝形式排放，且矸石的比重較周圍砂土比重大，顆粒粗；當起塵風速來臨時，周圍砂土起塵比矸石的比率大的多，矸石山起塵相對困難，環境影響較小。

③、對生態環境的影響

以煤矸石為主的固體廢棄物大量排放，無疑給礦區和周邊環境帶來一定的影響，主要表現為對水體、土壤、植被生長的環境占有，影響原有的自然景觀；另外，矸石山堆積過高、坡度過大時，容易產生滑坡，當矸石含水達到飽和狀態時，在雨水沖刷下，還可形成煤矸石質泥石流，直接危及矸石山周圍的安全。

1.3工業廢水的污染

隨著煤礦開采范圍的擴大和開采時間的持續，礦區必然產生大量工業廢水，主要包括井下排水、采礦廢水、冷卻廢水、選礦廢水和其它廢水等。采礦活動改變了礦體賦存環境，加速了氧化作用的進行，使地下水的動力條件發生變化并參與了一系列化學作用，導致礦坑水水質惡化。礦坑水往往富含礦體及圍巖中的多種元素組分，巖石中的金屬組分和微量元素轉入水中富集、遷移、形成污染域。根據紅柳井田水質分析資料，各含水層地下水礦化度均屬高礦化水，如大量工業廢水不經過處理，長期外排，將造成礦區內外環境污染，對生態環境影響較大。礦區工業廢水污染的特點是：排放數量大，持續時間長，污染范圍大，影響地區廣，成分相當復雜，濃度極不穩定，井田內無地表徑流，無法進行天然處理。因此，監測、控制和處理礦區工業廢水是礦區環境保護的重要任務。

1.4煤層中放射性元素對環境質量的影響

本區中，在H804和H1002兩個鉆孔中的直羅組地層中部發現含有放射性異常層位兩處，其異常厚度均大于0.70m，其自然伽瑪的異常值與厚度的乘積5PA/kg?m。在勘探過程中，由于井田地層主要為砂巖，鉆進中采用泥漿護壁鉆進，會產生屏蔽作用，終孔后全孔用水泥砂漿封閉，不會造成放射層位與其它含水層之間的水力聯系，因此對礦井開采的水質不會造成影響。但在煤礦開采過程中，在巷道穿過放射性層位時，對礦坑排出的水應嚴格保護，并在顯著位置設立明顯的標志牌，定期化驗分析，確保施工人員的飲水安全。對穿過的層位用耐酸性水泥進行止水和封閉。同時加強環境保護教育，減少放射性元素對生產現場和自然環境及生態環境的影響。

2、主要環境地質問題解決方案

2.1控制和處理工業廢水

為嚴格控制水質污染，必須對可能受到廢水污染的地區進行監測。對廢水的流量、混濁度、溶解物固體總量、懸浮物固體總量、酸堿度、硬度等項目的變化情況進行專門監測。盡量使矸石堆放遠離水源，避免交叉污染，并將廢水直接流入專門貯水池，進行集中處理。處理方式采用礦井井下排水沉淀后經氣浮、過濾、消毒處理用于井下消防灑水；生產、生活污水由潛污泵提升至綜合污水處理站進行二級生化處理及消毒澄清后，出水用做綠地澆灌水及雜用用水。其余外排的井下水和生產生活污廢水水質應符合《污水綜合排放標準》（GB 8978-1996）中一級標準的要求，并應加大污廢水的回用率。

2.2 煤矸石處理及礦區復土還田

通過對煤矸石的化驗分析，確定它的化學成分，堅持因地制宜、積極利用的原則，綜合利用煤矸石。也可將其作為回填材料運回井下采空區，或充填地表塌陷區，并對矸石堆放場地進行無害化處理，減少矸石堆集對環境的污染。解決煤矸石治理的根本辦法還是復土還田，將煤矸石用于固沙、鋪路、平整廣場和充填塌陷區，在山溝、洼地、沙窩里填放，做覆土掩埋處理，并種草種樹，恢復植被美化環境，最終出現邊排矸石邊復土還田的新型平面矸石堆，既使矸石山得到治理，又使礦區環境得到全面改觀。此外，煤矸石可作為公路、鐵路路基鋪墊材料；作為水泥、制磚的原料、燃料，代替粘土和燃煤；與煤混合作為沸騰爐燃料用于發電等。

2.3 地面塌陷的控制與治理

地面塌陷對礦區環境的危害較大，因此，控制塌陷，減少和消除地面破壞，是本井田煤礦環境保護的主要任務之一。可以采用無煤柱開采方法盡量采盡煤層，不留殘余煤柱，確保回采工作面迅速和連續推進，減小對地面的破壞程度；及時而有效地利用煤矸石充填采空區，避免和減小地面的沉降；對已經發生沉陷的區域，可利用煤矸石、生活垃圾回填，并采用種草育林等措施進行生態環境的恢復和保護。井田內的大羊其、一道墻等村莊，應結合開采后地表測量或觀測，分別采用特殊采煤法、留設保護煤柱或搬遷村莊等方案。同時，觀測和掌握地面沉降與塌陷的區域、范圍、深度和變化規律，弄清采煤與地面沉降發生的關系，提出相應的預報方案，減輕地面塌陷的危害性。

2.4 沙漠治理與環境保護

區內為緩坡丘陵地帶，風沙地貌廣泛發育，沙地植被稀疏，覆蓋率低，加上本地區干旱少雨，易于形成揚沙天氣，造成水土流失、草場退化和沙害加劇等問題，影響礦區生產、生活的正常進行。因此，應在工業場地四周，公路、鐵路兩側設置沙障、防風固沙林帶；在工業場地空閑地上植樹、種草，固定地表流沙，減小起沙揚塵；工業場地內綠化系數不應小于15%。應積極配合國家正在實施的封山禁牧、退耕還林、還草的環境保護政策，因地制宜地采取一些必要的沙漠治理措施，如營建風沙治理工程，種植防護林帶，與當地政府和居民攜手作戰，廣泛種草種樹，共同建立以植被建設為主的防護林體系，控制土地進一步沙化，營造一個人與自然和諧發展的良好環境。

3、結論

即將要開發的礦區，應當遵循邊開發邊治理方案，在作礦區規劃的過程中要注意各種環境地質問題，礦區地質環境治理應根據礦區地質環境背景資料的不同，遵循"宜園則園、宜水則水、宜林則林、宜地則地"的總體治理原則，采用地質環境多元綜合治理的技術方法，因地制宜。不能走先破壞、先污染、后治理的老路。

參考文獻：

[1]陳松，桂和榮，孫林華，馬艷平.皖北礦區環境地質問題及防治[J].中國煤炭地質，2009,21(7),41-44.

第8篇：放射性廢水的處理方法范文

關鍵詞：海洋；環境污染；治理；保護

中圖分類號：X321

文獻標識碼：A文章編號：16749944（2017）8005602

1引言

我國是一個海洋大國，擁有1.8萬km的大陸海岸線，管轄總面積約300萬km2的海域。在國家政策的有力扶持下，許多的沿海新區海洋經濟迅速發展。但是，海洋經濟以及科學技術發展迅速的同時，隨之產生的海洋環境問題也越來越多。各種污染物的排放以及海洋資源的過度獲取已經對海洋中各種功能的運轉產生了阻礙，海洋環境岌岌可危，甚至有可能面臨失去作用的威脅。因此，應當將海洋環境保護放在重點，從政府、群眾、科學研究等方面綜合治理海洋環境，以海洋環境的基本規律為基礎，為保證海洋生態系統可持續發展提出切實可行的治理海洋環境問題的方法。

2海洋環境污染的種類

2.1重金屬

重金屬一般是指密度超過5 g/cm3的化學元素，主要通過天然來源、陸源輸入和大氣沉降三種途徑進入海洋。其中，陸源輸入是最主要的途徑，通過重工業生產的大量含有重金屬物質的廢水大量的排入大海，這些重金屬物質入海后會不斷遷移轉化，或者隨食物鏈不斷的積累。就拿汞在海洋中的遷移、轉化來說，汞經過甲基化產生的高神經毒劑――甲基汞，便造成了極其惡劣的影響：在20世紀50年代，日本因甲基汞污染而不同程度受害的居民不在少數，這便是著名的“水俁病事件”[1] 。

在我國，海洋重金屬污染問題日益嚴重。2009年，我國局部海域沉積物受到重金屬污染，江河污染物入海量1367萬t，其中重金屬3.8萬t。2010年，我國江河污染物入海量超過1760萬t，較2009年增加28.7%，其中重金屬4.6萬t，較2009年增加21.1%，除鉛、鎘的入海量有小幅減少外，各主要重金屬入海量均增加[1]。

2.2農藥

我國由于人口眾多而耕地有限，為了能夠保證糧食能夠滿足不斷增長的人口需要，除了優化農作物的產量、改善耕地的條件之外，最直接且最有效的方法就是施用農藥與化肥。但是同時，化肥與農藥中的部分成分也必定會通過地下水或地表水的形式流向大海，對海洋環境造成一定的污染。

而這樣的后果是嚴重的，農藥、化肥中含有的大量的有機物及營養物質流入大海，使得近岸水體中的浮游生物大量繁殖，從而引發赤潮災害。赤潮災害的后果十分嚴重，不但會影近岸居民獲取水生資源，還會造成大量的生物死亡，直接或間接的經濟損失每年達幾十億元。而受到赤潮影響的生物若是讓人類食用，也會危害人類的健康，產生不利影響。

2.3有機物質

由于生活污水（如食品殘渣、排泄物、洗滌劑等）、農田化肥、工業污水（如食品、釀造工業、造紙工業、化肥工業等）以及海水養殖廢水流入海洋，當中難降解的有機污染物會導致海水富營養化，引發赤潮災害，這無論是對水質還是生物都將造成無法預計的災難。

2.4固體廢棄物

影響海洋環境的固體污染物主要是工業和城市垃圾、船舶廢棄物、工程渣土和疏浚物等[2]。這些固體廢棄物會影響沿岸景觀的美觀，破壞海洋生態環境，不僅對人類造成了經濟上的損失，而且對海洋生物也造成了致命的威脅。

3近年中國面臨的主要海洋環境問題

3.1化肥與農藥污染

農藥及其降解產物（如DDT的降解產物DDD、DDE）在海洋環境中所造成的污染，其危害程度因其數量、毒性及化學穩定性的不同而存在著很大的差異。如有機氯農藥（主要是DDT、六六六等），其化學性質不穩定，極易在海洋環境里分解，所以成為了污染海洋環境的主要農藥。

即便如此，我國的農藥使用也仍舊得不到有效的遏制。比如說在80年代，我國就已經頒布了對于禁止使用一些有機氯農藥的法令，但至今，在河口與近岸沉積物中仍然可以檢測出這些農藥的殘留。這些農藥的殘留經常不經過處理，通過地下水等方式流入海洋，對海洋水質及生物都造成了難以估計的傷害。

3.2放射性污染

放射性污染與其他污染相比，其程度不受外在環境的影響，僅遵循各核素的衰變規律，可在海洋存留相當長的時間，約103～10 4年。因此，一旦其流入海洋，就將會對其造成難以估計的破壞。目前人工放射性物質進入海洋的主要途徑為以下4種：①衛星的組件從空間進入海洋；②海上核動力船只；③沿海核動力電廠；④傾倒入海的核廢料。

就以核物質為例，現在海域中存在的放射性物質，幾乎大部分是由核爆炸試驗產生的[3]，而這些放射性核物質對于海洋生態環境的危害也同樣是不可估量的。根據馬樹森[4]通過研究魚類受放射性物質的影響可知，放射性物質會嚴重影響海洋生物的生存，對海洋生態環境造成嚴重的破壞，同時對人類的健康以及經濟的發展也會產生間接的影響。

3.3溢油與泄漏污染

如果說油庫起火爆炸的發生極其少見，那么各種船舶失事造成的油料外泄事故就很頻繁了。就像1989年青島市黃島油庫因遭雷擊發生的油罐爆炸事故，造成近千噸原油外泄，這些原油附著在海灘、礁石上，無論是對海洋環境還是賴以生存的生物都造成了極大的危害。

石油進入海洋后對于海洋環境的影響是巨大的。對于海洋生態而言，溢油會阻礙海洋內的水氣交換，使太陽光輻射透入海水的能力減弱，海洋當中的浮游植物光合作用大大減弱，從而造成海洋浮游植物的死亡，影響到整個生態環境的發展；對于沿海活動而言，溢油會嚴重污染沿岸線資源，影響海洋環境與觀光旅游業，同時制約人類社會與海洋環境的可持續發展，造成一系列的經濟損失[5]。

3.4養殖廢水污染

現如今，隨著我國對海洋的探索與研究不斷的加深，我國的海水養殖已發展壯大。但是在養殖過程中，為了能夠提高動植物的抵抗力，某些添加劑（如維生素、殺菌劑等）的添加必不可少，同時投入的大量餌料也不能充分地利用，這些物質會沉積在水中，并且經常不加處理的直接排入大海，對海洋環境的破壞很大。而這些廢水中含有的大量有機物質會造成海水的富營養化，造成赤潮現象。

4海洋環境問題的保護對策

4.1政府組織，規劃管理

對于海洋環境的治理，政府部門起到了決定性的作用。各地的有關部門應認真了解相關管理海域內的環境情況，清楚了解海域內海洋污染物的種類、生態環境的變化以及海洋物種的狀況，根據所了解的情況提出具體的規劃，及時作出相關對策，更好地解決相應的海洋環境問題。

此外，還要通過立法明確公共財產的所有權，或者在所有使用者之間達成限制自己使用公共財產行為的協議[6]。只有建立資源性資產管理體制，才能確保國家所有權經濟利益得以實現，才能更加有效的進行對海洋環境的相關保護工作，更好的保護海洋環境。

4.2群眾參與，群策群力

作為國家的一員，保護海洋環境既是責任，又是義務，因此應該做到以下幾點。

（1）大力宣傳和普及海洋生物生態環境保護知識，提高公民海洋保護意識，要向自己身邊的人多多宣傳環保節約知識，營造一個良好的保護環境的風氣。

（2）減少海灘餐飲業和水產養殖所產生的的污染，嚴禁將未經處理的污水隨意排放至河流、湖泊、海洋中，禁止向海洋及沙灘丟棄垃圾。使用無磷洗衣粉，不要將洗衣等生活廢水排入陽臺雨水管道。

（3）不肆意獲取海洋資源，捕殺瀕危海洋生物，同時拒絕購買受保護的海洋生物制品。

4.3強化研究，科學治理

為了深入解決我國的海洋h境問題，必須積極開展有關海洋環境保護的科學研究工作，以便為保護海洋環境提供科學依據。目前需深入開展的研究領域有：中國近海自凈能力和納污能力的研究；重點海域污染物總量控制模式研究；中國近海環境質量基準和標準研究；近岸養殖海域污染控制研究機制研究；中國近海污染物生物及生態效應研究；赤潮發生機理及防治技術研究；近岸生境保護、整治與恢復技術研究[7]。

5總結和展望

我國是一個海洋大國，管轄面積巨大。因此，保護海洋環境是大家共同的責任。由于科學技術以及經濟的發展，對于海洋的污染也隨之增多，解決海洋問題便擺到了一個更高的層次上，在全世界人民的研究及努力之下，海洋環境日漸改善。

從研究的角度上來看，保護海洋環境的責任涉及到了社會的各個層面，因此在研究保護海洋環境的對策時，應當把整體性的理念貫徹到底，提出一系列切實可行的制度和方法[8]。

相信在不久的未來，一定能面對一個蔚藍、生機勃勃的大海，為子孫后代留下一個生生不息的海洋環境。

參考文獻：

[1]

夏娜娜，王軍，史云娣，等. 海洋重金屬污染防治的對策研究[J]. 中國人口?資源與環境，2012，22（5）：343～346.

[2]李明. 海洋污染來源及防治對策[J]. 科技、經濟、市場， 2011（8）：69～71.

[3]市川龍資. 海洋的放射性污染[J]. 海洋科技資料，1972（2）：16～21.

[4]馬樹森. 海洋放射性污染對魚類的影響及與人類的關系[J]. 環境科學叢刊，1983，4（5）：22～27.

[5]楊昊煒，柴田. 淺談溢油污染對海洋環境的危害[J]. 天津航海，2007（4）：13～15.

[6]王琪. 海洋環境問題及其政府管理[J]. 青島海洋大學學報，2002（4）：91～96.

第9篇：放射性廢水的處理方法范文

關鍵詞:廢水問題 監測技術措施

1環境存在的廢水問題

作為環境保護的一個主力軍環境監測站實驗室排放的分析廢水更應該作到達標排放。重金屬類、病源性、放射性高危險廢水不經處理、混入生活污水排入城市污水管道, 不僅腐蝕管道, 還將給下游城市污水處理廠帶來沖擊, 故環境監測分析廢水廢水必須處理, 使其穩定達標排放各級環境監測站實驗室在正常運行過程中會產生各類廢水, 這些廢水主要來源于兩個方面: 一是所需監測的廢水, 二是實驗室自身產生的廢水。廢水中含有諸多有毒有害物質, 由于受條件限制, 其處理問題得不到應有的重視, 許多地方對實驗室廢水的處理也極其簡單, 有的甚至不加處理直接倒入下水道, 嚴重影響了環境, 產生了不可忽視的污染。隨著人類的發展, 環境保護發展到今天, 全世界節能減排, 綠色環保, 低碳生活, 每一個國家, 每一個人的環保理念都愈來愈強, 從工業廢水到生活廢水都講達標排放。作為環境保護的一個主力軍環境監測站實驗室排放的分析廢水更應該作到達標排放。重金屬類、病源性、放射性高危險廢水不經處理、混入生活污水排入城市污水管道, 不僅腐蝕管道, 還將給下游城市污水處理廠帶來沖擊, 故環境監測分析廢水廢水必須處理, 使其穩定達標排放。

2 環境監測分析廢水的來源及種類

環境監測分析廢水產生于各站對所轄區域大氣、水體、土壤、生物、放射性等各種環境要素的質量狀況進行監測分析時所產生的; 這些廢水主要來源于兩個方面: 一是所需監測的廢水, 二是實驗室自身產生的廢液。實驗室廢水的排放周期不定, 排放水量也無規律性, 且所含污染物成分較為復雜, 除含有洗滌劑及常用溶劑等有機物外, 還有較多的酸堿、有毒有害的有機物以及重金屬。主要有強酸強堿廢水、重金屬廢水、氰化物廢液廢水、含砷廢水、疊氮化合物廢水、有機廢水及所采工廠廢水。

3環境監測分析廢水處理方法:

3. 1 強酸強堿廢液(酸堿中和法)

少量的強酸強堿廢液可通過加水稀釋排放, 大量的廢液可分別回收利用或用酸堿中和法使其pH 值近中性后排放。酸堿中和法.

3. 2 重金屬廢液(絮泥沉淀法)

含鉻、鉛、銅的廢液, 可采用氫氧化物沉淀法進行處理, 一般可加入消石灰, 調節pH 值至l0左右, 使其生成相應的氫氧化物沉淀后排放。對于毒性較大的六價鉻, 可預先在酸性條件下, 利用化學還原劑將其還原為三價鉻, 然后加入消石灰生成氫氧化鉻沉淀除去Czl含汞廢液, 可在廢液中加入與汞離子濃度相當量的硫化鈉溶液, 充分攪拌使其生成硫化汞沉淀, 然后加入少量硫酸亞鐵溶液, 使之與過量的硫離子生成硫化亞鐵沉淀; 待溶液充分澄清后排放廢液。還可以加入亞硫酸鈉將二價汞鹽還原為氯化亞汞沉淀, 分離沉淀后排放。

3. 3 氰化物廢液( 氧化分解法)

氰化物在堿性介質中比較穩定, 處理時一般在堿性條件下加入次氯酸鈉進行分解; 也可用氧化劑將其氧化成毒性較低的氰酸鹽, 常用氧化劑有漂白粉、氯氣、高錳酸鉀等, 作用24小時后排放。

3. 4 含砷廢液( 絮泥沉淀法)

在含砷廢液中加入石灰, 調節pH 值至8左右, 生成砷酸鈣、亞砷酸鈣沉淀后排放。或調節pH 值至10后, 加入硫化鈉生成難溶低毒的硫化物沉淀。

2. 5 疊氮化合物廢液( 氧化分解法)

疊氮化物廢液排放到下水道時, 可與銅質或鉛質管配件作用并蓄積而導致爆炸, 可采用10%的氫氧化鈉溶液浸泡處理消除蓄積在排水管和存水彎頭中的疊氮化合物。

3. 6 有機廢液( 重蒸鎦回收法、賣給廠家)

有機廢液大多可以回收利用, 如氯仿, 可將廢氯仿順序用水、濃硫酸、純水、鹽酸經胺洗滌, 用重蒸餾水洗后, 干燥并蒸餾兩次回收。含有雙硫蹤的四氯化碳廢液, 可用濃硫酸洗滌一次, 再用水洗兩次, 干燥、蒸餾后收集7 6 C 一78 C 餾分Cal。高濃度的酚可用乙酸丁脂萃取、重蒸餾后回收, 低濃度的含酚廢液可加入次氯酸鈉或漂白粉使酚氧化為二氧化碳和水。

4 環境監測廢水處理應達標準

通過用各種方法處理的廢水及已檢測完的廢水,應集中收集起來, 有條件可以交給工業園污水處理廠,或某個工廠處理達標排放。

5 環境監測廢水處理程序圖

6常見工業廢水處理方法

6.1含氰廢水處理

目前處理含氰廢水比較成熟的技術是采用堿性氯化法處理，必須注意含氰廢水要與其它廢水嚴格分流，避免混入鎳、鐵等金屬離子，否則處理困難。該法的原理是廢水在堿性條件下，采用氯系氧化劑將氰化物破壞而除去的方法，處理過程分為兩個階段，第一階段是將氰氧化為氰酸鹽，對氰破壞不徹底，叫做不完全氧化階段，第二階段是將氰酸鹽進一步氧化分解成二氧化碳和水，叫完全氧化階段。處理工藝流程：含氰廢水調節池一級破氰池二級破氰池斜沉池過濾池回調池排放反應條件控制：一級氧化破氰：pH 值10~11 ；理論投藥量：簡單氰化物CN-:Cl2=1:2.73，復合氰化物CN-:Cl2=1:3.42。用ORP 儀控制反應終點為300mv~350mv，反應時間10min~15min。二級氧化破氰：pH 值7~8（用H2SO4 回調）；理論投藥量：簡單氰化物CN-:Cl2=1:4.09，復合氰化物CN-:Cl2=1:4.09。用ORP儀控制反應終點為600mv~700mv ；反應時10min~30min。反應出水余氯濃度控制在3mg/L~5mg/1。處理后的含氰廢水混入電鍍綜合廢水里一起進行處理。

6.2綜合重金屬廢水處理

綜合重金屬廢水是由含銅、鎳、鋅等非絡合物的重金屬廢水以及酸、堿前處理廢水所組成。此類廢水處理方法相對簡單，一般采用堿性條件下生成氫氧化物沉淀的工藝進行處理。處理工藝流程如下：綜合重金屬廢水調節池快混池慢混池斜管沉淀池過濾 pH 回調池排放反應條件一般控制在pH 值9~10，具體最佳pH 條件由調試時確定。反應時間快混池為20min~30min，慢混池10min~20min。攪拌方式以機械攪拌最好，也可用空氣攪拌。

6.3 酸洗磷化廢水處理

磷化廢水又叫皮膜廢水，指鐵件在含錳、鐵、鋅等磷酸鹽溶液中經過化學處理，表面生成一層難溶于水的磷酸鹽保護膜，作為噴涂底層，防止鐵件生銹。該類廢水中的主要污染物為：pH、SS、PO43-、COD、Zn2+ 等。

可參考以下處理工藝進行處理：廢水調節池一級混凝反應池沉淀池二級混凝反應池二沉池過濾池排放

7 結語

所以，從科學的方面來講，我們要做到與時俱進，多試驗，多發展，多治理。總結污廢水的治理方案，提高污廢水的治理水品。從各單位來講，要抓緊廢水污染治理方案，提高污廢水凈化水平。從政府方面，要提高污廢水排放監督力度，抓實際，切實際。從而還人民一個健康用水環境，企業用水治理高水平。我們要從基礎上，做到污廢水治理工藝簡單，處理徹底，凈化量高以及成本。低廉的治理方案環境監測分廢水的水質相對復雜, 排放量小, 排放周期不定, 瞬時排放濃度較高, 各監測單位應加強環境監測實驗室污染物的管理, 采用先進的儀器設備與環保理念, 努力建設綠色實驗室。盡量減少實驗室廢水的產生, 從源頭進行控制, 對無法避免產生的廢水, 實施合理的方法進行處理。

參考文獻

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[ 3]顏翠平, 王成端, 張明星. 實驗室廢水處理研究進展[ J] . 實驗技術與管理, 2以拓,23( 7) : 116- 118.