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煉油高濃度污水達標排放處理

文檔作者：鐘華文1 周如金1 陳清林2 蘇林輝3 程麗華1 謝文玉1 文檔來源： 1．廣東石油化工學院化工與環境_[程學院 2．中山大學化學與化學工程學院 3．中國石油化工股份有限公司茂名分公司		點擊數：	更新時間： 2025年05月11日
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第11卷第2期
2011年4月
過程工程學報
The Chinese Joumal of Process Engineering
Vbl．11 No．2
Apr．2011
煉油高濃度污水達標排放處理
鐘華文1， 周如金1， 陳清林2， 蘇林輝3， 程麗華1， 謝文玉1
(1．廣東石油化工學院化工與環境_[程學院，廣東茂名525011：2．中山大學化學與化學工程學院。廣東廣州510275；
3．中國石油化工股份有限公司茂名分公司，廣東茂名525011)
摘要：針對煉油高濃度污水硫、酚含量高及生化性差的特點，開發了由生物脫硫、Fe—c微電解、生物除酚、吸附一
生物降解法(AB法)和內循環曝氣生物濾池(BAF)等單元組合的處理技術．研究結果表明，控制生物脫硫、生物除酚、
AB法和內循環BAF等生化反應器的溶解氧分別為2．0，2．0-2．4及AB法的A段為0．6—1．0，B段為l，5—2．0和大于2．4
mg／L，水力停留時間分別為8—12，8-12，5—6和2．5—3．0 h，Fe—C微電解的Fe／C質量比為3~4，pH值3．0—3．8，反應時間
30 min，則該污水的硫化物、揮發酚、COD、氨氮和石油類的平均濃度分別由705，225，4333，38．6和30．0 mg／L降至
0．3，0．07，80．5，11．6和2．9 mg／L，達到排放標準．
關鍵詞：煉油堿渣；含鹽污水；硫化物：揮發酚；技術開發
中圖分類號：X703 文獻標識碼：A 文章編號：1009—606X(201 1)02-0276-07
1 前言
某煉油廠按清污分流、分質處理的原則，從節水減
排和污水回用的角度出發，擬將污水處理場分為高、低
濃度污水兩個處理系統，低濃度污水經處理后回用作循
環水補水等用途，高濃度污水處理合格后達標排放．該
廠要求加快建設高濃度污水處理場，以滿足煉油改擴建
項目新增排污的需要．
擬新建的高濃度污水處理場來水主要包括煉油堿
渣和電脫鹽排水等高含鹽污水．煉油堿渣是來自石油煉
制過程的汽油、柴油和液化氣等產品堿洗精制產生的含
大量硫化物、硫醇、酚類、環烷酸等有毒有害物的堿性
廢液；電脫鹽排水是原油電脫鹽過程產生的含鹽污水，
含鹽量一般達2 g／L以上，不宜作為回用水用途．電脫
鹽排水一般采用冷卻、除油處理【1捌，也有進行除酚處理
的【3】，然后排入綜合污水處理系統．煉油堿渣一般采用
汽提法14]、中和法、化學沉淀法、化學氧化法或濕式空
氣氧化法(Wet Air Oxidation．WAO)[5_8】預處理，再排入綜
合污水處理系統．撫順石油化工研究院開發的堿渣緩和
濕式氧化法屬中壓式WAO法，已在傘國多家煉油化工
企業應用，脫硫效果顯著，但對酚類污染物基本沒有去
除效果．這些堿渣預處理方法或對污染物沒有實質去除
或僅作為脫硫手段，如中和法、汽提法、化學沉淀法和
緩和濕式氧化法：或投資大、成本高，如化學氧化法和
WAO法：且直接排入綜合污水系統的方式，不僅對生
化系統產生沖擊，且有回用要求時，不易達到需要的處
理深度及含鹽要求．
對于煉油高濃度污水，生物處理法是一種經濟實用
的方法，存在的主要問題是高濃度污水中的硫、酚等對
微牛物有毒害作用，必須先進行預處理，消除其毒害性．
本課題組對高濃度污水中的堿渣進行生物脫硫和除酚
預處理，取得了較好的結剁9_”】．在此基礎上，本工作
開發了適合煉油高濃度污水直接達標排放的處理技術．
該技術以生物處理技術為主，反應條件溫和、成本低，
適合我國國情，具有廣闊的應用前景．
2工藝流程和裝置
某煉油廠高濃度污水的煉油堿渣排放量很小，只有
2 m3／h左右，電脫鹽排水中高含鹽水約50 1113／h，而相應
的低濃度含油污水卻有500—700 1T13／h．雖然高濃度污水
所占比例小，但因其硫和酚類物質含量高，占全廠的負
荷卻很大，主要污染物負荷情況見表1．
由表l可知，高濃度污水中硫化物和揮發酚的負荷
分別占煉油污水總負荷的58．1％和44．6％，硫化物和酚
類污染物具有高毒性和腐蝕性，對后續生物除碳過程和
硝化過程產生毒害或抑制作用，本身也是國家嚴格控制
排放的污染物；除此之外，NH3．N和COD也是較重要
的污染項目．
從煉油廠取中和及隔油后的堿渣和冷卻及除油后
的電脫鹽排水，按l：25的體積比組成實驗用煉油高濃度
污水．針對該污水硫和酚含量高、有機負荷大及含難降
解有機物的特點，實驗設計的主要處理裝置包括生物脫
硫塔、Fe-C微電解器、生物除酚塔、AB法
(Adsorption—Biodegration Process，吸附一生物降解工藝1
收稿日期：2011-ol—17，修回日期：201l_03一14
基金項目：廣東省科技計劃重大基金資助項目(編號：2008A030202007)．廣東省科技計劃基金資助項目(編號：20098030802053)；廣東省重大科技專項
基金資助項目(編號：2010A080801003)
作者簡介：鐘華文(1967-)，男，江西省贛州市人，碩士，副教授，主要研究方向為水污染控制技術，E·mail：gdmmzhw@126．tom．
萬方數據
第2期鐘華文等：煉油高濃度污水達標排放處理277
表1煉油高濃度污水水質特征
～。h僦Alkaline吲auc ca蛔。i-一V棚目。；塞?囂怒薔垮。。01：i；：：捫=芝：裟
壘!塑堡!!竺型坐生!塑!!g垡!f!型墜生笪駕!!翌型蘭2生!塑!!￡!坐!!型坐坐!璺篷!!型坐生!塑i!g翌墮f堡型坐!竺!!!苧!!塹!
Sulfide 11 000 22 280 14 40 26 58．1
COD 28000 56 3300 165 550 357．5 38．2
Phenol 3500 7 90 4．5 22 14．3 44．6
Oil 60 0．12 28 1．4 20 13 10．5
NH3-N 110 0．22 35 1．75 25 16．25 10．8
Salt 8xl礦160 2000 100 800 520 33．3
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1．High—concentration sewage tank 2．Biological desulfurization tower 3．Fe—C micro—electrolysis reactor 4．Biological phenol removal tower
5．Adsorption section 6．Middle sedimentation tank 7．Biodegradation sec60n 8．Secondary sedimentation tank 9．Internal recycle BAF
10．Effluent tank 11．Air pump 12．Feed pump 13．Sludge return 14．Backwashing water 15．Sludge treatment 16．Effluent
圖l煉油高濃度污水達標排放處理工藝流程
Fig．1 Schematic diagram oftreatment ofhigh·concentration wastewater from oil refinery for meeting discharge standard
和內循環曝氣生物濾池(Biological Aerated Filter,BAF)，
具體工藝流程如圖1所示．其中，生物脫硫塔采用固定
床型式，直徑(外徑，下同)200 mill，總高2000 mill，內
裝拉西環填料，根據實驗需要填裝高度為l 000一l 400
mm，生物有效體積可在28～40 L范圍調整；Fe-C微電
解器直徑80 ITlln，總高l 000 mill，鐵屑和活性炭按一定
比例裝填，可裝填體積1．5—2．5 L；生物除酚塔采用同定
床型式，直徑200 rain，總高2000 mill，內裝天然沸石
填料，填料高1 000一l 400 mln，生物有效體積可在28—40
L范圍調整；AB法由污泥負荷較高的A段和負荷較低
的B段組成，A段(池)容積3—4 L，B段(池)容積16—20
L；內循環BAF直徑140 rain，總高1 500 Im，內裝生
物陶粒濾料，陶粒粒徑5—8 mln，濾料高600—900 lnln，
生物有效體積可在10～15 L范圍調整．
3結果與討論
3．1工藝原理及處理過程影響因素
針對煉油高濃度污水硫化物、揮發酚含量高、對一
般微生物有毒性的特點，首先對污水進行脫硫和除酚，
消除其對一般微生物的影響．考慮到該污水存在較多難
降解有機物，采取Fe—C微電解法提高其生化性和降低
有機負荷，并將其放在生物除酚前，充分利用微電解分
解部分酚類有機物，減輕生物除酚的負荷；最后，采取
AB法削減有機物及內循環BAF深度除碳和硝化，達到
排放要求．
3．1．1生物脫硫
硫化物氧化反應為
2HS-+02=2So+20H一，
2HS-+402=2S042一+2H+．
由反應式可知，溶解氧(Dissolve Oxygen,DO)充足
時水中硫化物可氧化為sO。2_，DO不足則氧化為單質硫．
左劍惡等㈣及Buisman等【”_171研究得出DO對硫化物的
生物氧化效果優于無催化劑存在的化學氧化效果．自然
界中能氧化硫化物的微生物主要分為三大類：絲狀硫細
菌、光合硫細菌和無色硫細菌．而無色硫細菌生活的環
萬方數據
278 過程工程學報第11卷
境條件較廣，在pH值為1—10、溫度為4—99℃的環境
中均發現有無色硫細菌生長活動【18】；多數無色硫細菌是
好氧菌，以O：作為電子受體，共同特點是能氧化還原
態的硫化物并從中獲取生長和活動所需的能量．
好氧生物過程主要控制的影響兇素為微生物生長
所需的營養物質、pH值及DO等(溫度岡素因生產情況
而易維持在常溫)．微生物生長所需的營養物質為碳、
氮、磷及微量元素，煉油高濃度污水具有豐富的碳源和
氮源，但缺乏磷元素，因此在實驗的原水中投加了適量
的Na，PO。以滿足微生物生長所需．pH值對微生物的生
長繁殖影響非常大，主要是影響微生物酶的穩定性；脫
硫塔以硫細菌為優勢菌，雖然硫細菌在pH值為1—10
時廣泛存在，但這是單純脫硫的情況．在研究煉油高濃
度污水脫硫及除碳時，綜合考慮，pH值為6．0—7．0較合
適．因培養的無色硫細菌是好氧菌，DO不足會影響好
氧菌的正常生理活動，因此DO是很關鍵的一個工藝因
素．
3．1．2 Fe-C微電解
Fe—C微電解的原理是：鐵屑和焦炭浸在廢水溶液
中，構成一個完整的微電池回路，在其表面有電流流動．
電極反應生成的新生態H：能與溶液中的許多組分發生
氧化還原作用，使有機物被還原成還原態，有機官能團
發生變化，使廢水的組成向易于生化的方向轉變，提高
其生化性，為進一步生化處理創造條件；陽極產生的新
生態Fe2+是良好的絮凝劑，能將廢水中的膠體粒子交聯
在一起，消除粒子間電荷的排斥作用，形成Fe2+為膠凝
中心的絮凝體，沉淀效果良好．
Fe-C微電解過程中Fe屑是不斷消耗的，增加Fe
屑比例有利于Fe2+生成，因此較高的Fe／C比有利于微
電解過程，Fe／C質量比一般需達到3—4．在較強的酸性
條件下，可擴大Fe-C原電池的電極電位差，促進電極
反應，加速Fe的腐蝕，提高處理效果，初始pH值為
3．0～3．8較適宜．Fe--C微電解的反應時間不需太長，一般
反應30 min出水pH值會升至5．5以上，再延長時間，
基本不會增加效果．另外，對反應器通氣攪拌有助于混
合均勻，提高反應效果．
3．1．3生物除酚
酚類物質是一系列芳香族碳氫化合物的含氧衍生物，因帶柚H活性基團，大多易被生物分解．但因
其具有高毒性，對一般的異養菌和自養菌具毒害或抑制
作用，只有培養專性微生物(嗜酚優勢菌)才能對高含酚
污水進行除酚【19'201．酚被微生物分解的機理為：以苯酚
為例，在有氧條件下，苯酚羥化酶f嗜酚菌的分泌物)將
苯酚首先轉化為鄰苯二酚，鄰位或間位鄰苯二酚雙加氧
酶負責鄰苯二酚由鄰位或間位途徑解開環，最后形成三
羧酸循環中間物，最終分解為C02和H20．但在工程上，
因專性微生物較易流失，不易培養，所以采用固態化培
養該類微生物，并采用表面粗糙、比表面積大的天然沸
石濾料，既呵忍受較高濃度的基質，又可避免微生物流
失．嗜酚菌要求的pH值在中性或偏堿性環境，以
6．8—7．8為佳．因酚的氧化需要消耗較多的氧，因此反應
塔須加大曝氣提供更高的DO．
3．1．4 AB法
AB法由污泥負荷高的A段和負荷低的B段組成，
兩段有各自獨特的微生物群，A段的活性污泥吸附能力
強，能吸附水中難降解有機物，B段的活性污泥生物活
性好，對有機污染物具較強的分解作用．污水通過吸附、
分解和沉淀等作用，以較低的能耗可取得較高的處理效
率．
AB法作為活性污泥工藝的一種演變，對pH值的
要求與活性污泥工藝一樣，在6．5—7．8為佳．A池污泥負
荷很高，要求的水力停留時間(Hydraulic Retention Time，
HI江)很短，耗氧速率很快，DO很難保持較高水平，而
微生物的作用主要是吸附，只需保證DO在0．6一1．0 mg／L
即可；B池則要求DO更高，必須達到1．5～2．0 mg／L．
3．1．5內循環BAF
BAF集生物吸附、生物氧化和過濾于一體，是一種
高效的生物反應器．在煉油高濃度污水處理中，BAF承
擔除碳和硝化的雙重功能，既需要培養世代周期長的硝
化菌，又需要保持水中較高的DO．較高的DO一方面
是通過提高曝氣量來實現，另一方面可通過提高氧轉移
速率來提高效率和節省成本．由氧在水中的轉移速率方
程[式(1)]可知，可從多方面提高dC／dt值，其中很重要
的是增大氣液接觸面積和加強液相紊流程度來提高氧
轉移系數．而內循環BAF正是本課題組在傳統的BAF
基礎上研發的【211，它較好地利用新型濾料和水力條件
(無需增加曝氣)來增人氣液接觸面積和增強液相紊流．
dC／dt=KL。(C,--CL)， (1)
式中，dC／dt為水中氧傳遞速率[kg／(m3．h)】，也為氧轉
移系數(h-1)，cs為水中飽和溶解氧濃度(mg／L)，CL為水
中溶解氧濃度(mg／L)．
如圖2所示，內循環BAF通過采用隔離曝氣技術，
在不增加曝氣量的前提下，充分利用空氣的提升作用使
污水沿隔離曝氣管提升，在生物濾池內形成大流量的內
循環水流，使氣液兩相在濾料層分布更均勻，避免BAF
常見的溝流和分布不均問題，提高反應器的容積效率．
這種水力條件既強化了氣液膜三相問的傳質，又避免了
萬方數據
第2期鐘華文等：煉油高濃度污水達標排放處理279
直接曝氣對濾料的直接沖刷，有效防止硝化菌的流失．
內循環BAF的濾料采用多孔陶粒，表面粗糙，具有較
大的比表面積，利于硝化菌的附著和生長．
1．Efnuent
2．Backwashing
3．Influent
4．Filter laver
5．Aeration column
6．Aeration difluSet
7．Backflow hole
圖2內循環BAF結構示意
Fig．2 Sketch of internal recycle BAF
在這里，硝化是內循環BAF承擔的主要任務，由
于硝化過程會產生}|+而消耗堿度，所以必須適量添加
Na2C03來維持pH值在6．8—7．8；在內循環BAF中同時
有除碳和硝化任務，需要較高的DO．
3．2微生物培養和裝置運行
3．2．1脫硫塔硫細菌的培養
煉油高濃度污水含較高的硫化物，污水系統在長期
運行中容器和管線中都會產生少量的硫細菌等微生物，
在實驗中沒有特別對脫硫塔進行微生物接種，直接將污
水引入培養和掛膜，一周時間就有很好的脫硫作用，表
明微生物生長狀況良好，生物膜具有良好的活性．顯微
鏡觀察，脫硫塔中的乍物膜呈淺黃色，生物膜的菌膠團
較分散，絮體較細小．
3．2．2除酚塔專性微生物的培養
直接取煉油廠曝氣池的活性污泥作為菌種培養除
酚的專性微生物(嗜酚菌)沒有成功．分別取煉油活性污
泥和經過濾的下水道淤泥一起進行微生物培育，幾天內
培育出的生物膜即達到很強的除酚能力．鏡檢發現，生
物膜中的菌膠凼結構良好，其中含大量的球菌、雙球菌、
鏈球菌．原因可能是下水道淤泥中的微生物種類較多，
大量的不同類型的微生物為除酚優勢菌的培育提供了
菌源[22,23]．
3．2．3 AB池微生物的培養
AB法的主要目的是分解有機物，因此AB池培養
的微生物以異養菌為主，培養方法較為簡單快捷，在
AB池中直接加入煉油廠曝氣池的活性污泥作為菌種進
行培養，幾天時間就已培養馴化完畢．
3．2．4內循環BAF微生物的培養
進入內循環BAF的污水中除仍有少量有機污染物
外，主要含有前面裝置及條件下基本不能得到降解的
銨，因此，在內循環BAF中應重點培養硝化菌．菜園土
含有較多的硝化斟241，將一定量菜園土淘洗、過濾，將
濾液和適量的煉油廠活性污泥一起培養．開始為靜態培
養，幾天后改為動態培養，經半個月時間，濾料掛膜良
好．取出生物膜進行觀察，生物膜生長細密，淺褐色，
表明微生物以硝化菌居多，同時發現污泥中有較多的原
生動物、后生動物，證實微生物生長良好．
3．2．5 Fe—C微電解器的準備
待各生化反應器的微生物培養就緒，從機械廠取回
鐵屑，大小約1—2 mill．先用稀堿液洗去上面油污，再
用稀酸浸泡除去氧化層，最后用清水沖洗干凈．取實驗
室粒狀活性炭，大小約2 111Ill，用脫硫塔的污水浸泡1 h，
使活性炭達到飽和以消除其吸附性．經預處理的鐵屑和
活性炭以Fe／C質量比為3~4的配比裝入微電解器內．
3．2．6裝置啟動和運行
從煉油廠拉回堿渣和電脫鹽排水以1：25的體積比
混入高濃度污水罐，加入適量Na，PO。補充污水中所缺
的磷元素，按進水流量2．0—5．0 L／h調好各處理單元的操
作條件進行調試．開始時，用小流量調試，每日檢測各
項指標，根據實驗情況逐步加大流量，最后穩定運行．
3．3工藝和工藝條件的優化
煉油高濃度污水處理采用的是以生化工藝為核心
的技術，而生化工藝又主要是以生物脫硫、生物除酚和
硝化為主．為了研究主要工藝條件(HRT和DO)對脫硫、
除酚和硝化的影響，通過改變進水量(或調整生化反應
器有效容積)和曝氣量分別進行不同HRT和DO的實驗，
各特征污染物去除結果如圖3所示．
由圖3(a)可知，生物脫硫塔在HRT>8 h及DO／>2．0
mg／L可以保證很好的脫硫效果，脫硫率達99％．由于污
水的硫化物含量較高，生物脫硫的耗氧速率較快，DO
很難保持更高水平，因此DO只需控制在2．0 mg／L左右
即可；隨著HRT增大，脫硫效果有所增加，但增加不
顯著，且殘留的少量硫已不足以對后續處理造成影響，
因此控制HRT為8—12 h較為經濟合理．
在除酚前先進行Fe-C微電解以降低酚負荷和提高
污水生化性，調低污水pH值至3．0～3．8，反應30 min
污水可生化性有較大的改善，BOD5／COD的質量濃度比
(簡寫為B／c)一般達0．45—0．55．進入除酚塔前，將Fe—C
微電解器出水pH值調節到6．8以上，由圖3(b)可知，
生物除酚塔在HRT>8 h及DO>2．0 mg／L時除酚率接近
85％．雖然污水的揮發酚濃度比硫化物小很多，但因酚
類物質反應過程復雜，速率較慢，所以反應時間較長(與
生物脫硫時間相當)．為保證除酚效果以消除其對后續
生化的影響，以控制HRT在8—12h為宜．
由圖3(b)可知，生物除酚塔在HRT為8～12 h，DO
萬方數據
280 過程工程學報第11卷
為2．0～2．4 mg／L時，酚去除效果較為穩定，殘留的少量
酚可通過后續生化去除．考慮到煉油污水大分子有機物
(包括石油類)較多，選擇吸附和降解性能較好的AB工
藝，充分利用A段污泥的吸附性．A段只需不足1 h吸
附時間，加上B段4～5 h的生物降解，COD和酚已經
降至較低水平．為確保COD穩定達標及氨氮達標，最
墓
‰
芑
罷
面
弓
毫
叱
后選擇出水水質好和易于培養硝化菌的內循環BAF，并
可省卻二沉池．內循環BAF是一種高效的生化反應器，
在同步滿足除碳和硝化的DO條件下，較短的HRT就
能達到了理想的除碳和硝化效果，可達標排放．由圖3(c)
可看到，HRT在2．5—3．0 h，DO>2．4 mg／L時可滿足出水
要求．
墓
氣乏
．右
萎
葡
l
星
DO(mg／L)DO(mg／L)DO(mg／L)
圖3 HRT和DO與處理效果的關系
Fig．3 Effects ofdissolved oxygen(DO)and hydraulic retention time(HRT)on treatment ofwastewater
表2煉油高濃度污水處理的平均結果
3．4煉油高濃度污水的綜合處理結果
實驗以處理量為4．0 L／Il連續運行3個月，每3 d
測定一次數據，圖4—8是煉油高濃度污水各處理單元對
特性污染物的去除情況，表2為綜合處理結果．
由圖4和表2可見，煉油高濃度污水的硫化物基本
在脫硫塔中得到去除，同時COD也得到較多的削減，
這說明脫硫塔中雖以硫細菌為優勢菌，但仍然保證了較
多的異養菌；另外，雖然進水污染物波動較大，如硫化
物在452—1 470 mg／L波動，平均值為705 mg／L，COD
在2 190—8820 mg／L波動，平均值為4333 mg／L，但經
脫硫塔處理后水質較穩定，硫化物降至5．2 mg／L，COD
降至1 854 mg／L，COD去除負荷達5．95 kg／(m3．d)，硫化
物去除負荷達1．68 kg／(m3·d)，表明脫硫塔具有去除負荷
高、抗沖擊能力強等特點．
經脫硫塔處理后，出水以揮發酚、氨氮和COD等
為主．由圖5和表2可見，Fe-C微電解器除了對污水
COD有較多的削減，由1 854 mg／L削減到l 247 mg／L，
降低了有機負荷，且提高了污水的可生化性．污水經脫
硫塔脫硫和有機物降解后，易生化物質減少，平均B／C
僅為0．335(砌，但經Fe—C微電解后，B／C提高到0．49(曲，
B／C的提高有利于后續生化的處理．
由圖6和表2可見，在控制硫化物較低的條件下，
盡管揮發酚的濃度較高，經除酚塔后得到較大幅度的降
低，平均由148 mg／L降至20．1 mg／L，揮發酚去除負荷
為0．31 kg／(m3·d)；有機物也因B／C的提高，COD由1247
mg／L降至646 mg：L，COD去除負荷達1．44 kg／(m3．m．
由圖7可見，以異養菌為主的AB法繼續吸附和分
解有機物，AB法出水COD已降至130 mg／L左右．因
為進AB系統的污水揮發酚在20 mg／L左右，毒性已較
小，加上A段的污泥吸附，出水揮發酚已降至1．4 mg／L
左右．
由圖8可見，內循環BAF具有較好的硝化功能，
進水氨氮波動較大，但出水己降至17 mg／L以下，平均
為11．6 mg／L；另外，雖然進水COD已低于150 mg／L，
但內循環BAT顯示了較強的深度處理功能，保證了出
水COD低于90 mg／L．從表2也看到，在前面單元處理
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萬方數據
第2期鐘華文等：煉油高濃度污水達標排放處理281
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圖4脫硫塔處理效果
Fig．4 Performance of desulfudzation tower
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圖6除酚塔處理效果
Fig．6 Performance ofphenol removal tower
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圖8內循環BAF處理效果
Fig．8 Performance of internal recycle BAF
的基礎上，最后經過內循環BAF的深度生物處理，系
統總排水的硫化物、揮發酚及石油類等指標進一步降至
較低的程度．
4結論
(1)開發了煉油高濃度污水的直接達標排放處理技
術，對該技術主要處理單元的工藝原理進行了分析，研
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圖5 Fe-C微電解器處理效果
Fig．5 Performance of Fe--C microelectrolysis reactor
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圖7 AB法處理效果
F遮．7 Performance ofAB process
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究了不同生化單元微生物的培養方法和各處理單元的
影響因素和工藝條件．
(2)該技術的工藝參數為：生物脫硫、生物除酚、
AB法和內循環BAF等生化反應器的pH值分別為
6．0—7．0，6．8—7．8，6．5—7．8和6．8～7．8，DO分別為約2．0，
2．0—2．4，AB法A段為0．6—1．0．B段為1．5—2．0和大于2．4
mg／L，HRT分另U為8—12，8—12，5—6和2．5—3．0 h；Fe—C
微電解的Fe／C質量比為3~4，pH值為3．0。3．8，反應時
間為30min．
(3)在上述操作條件下，煉油高濃度污水污染物去除
效果顯著，硫化物、揮發酚、COD、氨氮和石油類的平
均濃度分別由705，225，4333，38．6和30．0 mg／L降至O．3，
0．07，80．5，11．6和2．9 mg／L，達到了國家和地方排放標
準；其中脫硫塔對硫化物和COD平均去除負荷分別為
1．68和5．95 kg／(mLd)，除酚塔對揮發酚和COD平均去
除負荷分別為0．3l和1．44 kg／(m3．d)．
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Treatment of High—concentration Wastewater from Oil Refinery for Meeting Discharge Standard
ZHONG Hua．wenl，ZHOU Ru-jinl，CHEN Qing-lin2，SU Lin-hui3，CHENG Li-hual，XIE Wen-yul
(J．Coll．Chem．Environ．Eng．，Guangdong University ofPetrochemical Technology,Maoming,Guangdong 525011，China；
2．School ofChemistry and Chemical Engineering,Sun Yat-sen University,Guangzhou，Guangdong 510275,China；
3．Maoming Company,SINOPEC,Maoming,Guangdong 525011，China)
Abstract：Aiming at the characteristics of high content of sulfur and phenolic pollutants and poor biochemical properties of
hi曲一concentration wastewater from oil refinery,a combined technology of biological desulfurization。Fe-C micro．electrolysis，
biological phenol removal，adsorption-biodegradation process(AB method)and internal recycle biological aerated filter(BAF)was
developed．The results showed that dissolved oxygen of the bio-reactors of biological desulfurization，biological removal of phenol，AB
method and internal recycle BAF were controlled at 2．0 mg／L，2．0—2．4 mg／L，0．6—1．0 mg／L in section A。1．5—2．0 mg／L and／>2．4 mg／L
in section B by AB method respectively,hydraulic retention time(HRT)in 8一12。8一12，5—6 and 2．5—3．0 h respectively,Fe／C mass ratio
of tlle Fe-C micro—electrolysis at 3—4，pH value in 3．0—3．8，and reaction time for 30 min，the average mass concentrations of sulfide．
volatile phenol，COD，ammonia nitrogen and oil in the wastewater were reduced from 705，225，4333，38．6 and 30．0 mg／L to 0．3，0．07，
80．5．11．6 and 2．9 mg／L respectively,thus meeting the national discharge standards．
Key words：refinery alkaline residue；saliferous sewage；sulfide；volatile phenol；technological development

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