DreamBlooms/HansPub-15000-to-45000 huggingface dataset:
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user: 摘要 湖南某园区周边遗留的尾矿库汇集大量重金属废水，不满足现有重金属废水处理厂进水水质要求，需要增设一套预处理设施。该预处理设施采用芬顿氧化 + 重金属捕集处理工艺对尾矿重金属废水进行预处理，并进行了实验验证和工程应用。试验结果表明：芬顿氧化 + 重金属捕集工艺可实现对尾矿重金属废水的预处理，COD cr 的去除率为60%~70%，镉的去除率可达99%，出水满足重金属废水处理厂进水标准。
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user: 1. 引言 湖南某园区重金属废水处理厂主要处理园区企业排放的含重金属废水及厂区初期雨水，废水经处理达标后就近排入河流。现有处理工艺为电化学絮凝法处理含重金属工业废水。 该园区周边遗留多个尾矿库，地势低洼，汇集了大量重金属废水，这些废水通过管网收集后排入重金属废水处理厂管网。新增废水含有大量重金属离子，各污染因子浓度高，不满足现有重金属废水处理厂进水水质要求，直接通过现有处理工艺无法达标，因此需要新增一套预处理设施，将该重金属废水进行预处理后，再进入现有废水处理系统处理达标排放。
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user: 2. 项目情况 2.1. 重金属废水处理厂情况 某园区重金属废水处理厂主要处理技术为电化学絮凝法，现有工艺如图1所示。 图1. 重金属废水处理现有工艺流程图 重金属废水处理厂进水和出水水质标准如表1所示，该重金属废水处理厂出口中铅、砷、镉、锌等重金属污染因子达到《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)表1 III类水质标准，其他污染因子达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中一级B标准。 Table 1 Water quality standard for inlet and outlet of heavy metal wastewater treatment plan 水质指标 进水水质(mg/L) 出水水质(mg/L) pH 6~9 6~9 COD cr 120 60 总铅 1.0 0.05 总锌 5.0 1.0 总砷 0.5 0.05 总镉 0.1 0.005 表1. 重金属废水处理厂进水、出水水质标准 2.2. 尾矿重金属废水情况 园区周边遗留多个尾矿库，汇集了大量重金属废水，经现场取样检测，尾矿重金属废水水质参数如下表2所示。 Table 2 Water quality parameters of heavy metal tailings wastewate 序号 污染因子(mg/L) PH 铅 锌 镉 COD cr 1 3 0.02 0.12 22.4 570 2 4 0.02 0.19 80.4 308 3 4 0.012 0.76 24.2 223 4 4 0.02 0.44 42.5 162 表2. 尾矿重金属废水水质参数 从表2可以看出，尾矿废水中的镉浓度20 mg/L~80 mg/L、COD cr 160 mg/L~600 mg/L，超过了重金属废水处理厂的进水标准(镉 ≤ 0.1 mg/L， COD cr ≤ 120 mg/L)。该股重金属废水如果直接进入现有重金属废水处理系统进行处理，会对该重金属废水处理系统产生很大的冲击，从而影响出水水质，出水无法达到排放要求。因此需要先进行预处理，满足重金属废水处理厂进水要求后，再排入现有重金属废水处理系统进行进一步处理。 2.3. 尾矿重金属废水预处理系统进出水水质 从表2可以看出，尾矿废水水质变化较大，故选取检测数据最大值作为进水水质，进行尾矿废水预处理系统设计。尾矿重金属废水预处理系统设计进出水水质如表3所示。 Table 3 Inlet and outlet water quality of tailings wastewater pretreatment syste 项目 污染因子(mg/L) 镉 COD cr 进水水质 80.4 570 出水水质 0.1 120 表3. 尾矿废水预处理系统设计进出水水质
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user: 3. 实验验证 3.1. 预处理工艺选择 常用重金属废水处理技术有重金属捕集剂处理法、化学沉淀法、活性炭吸附法、氧化还原法、膜分离法和微电解法等。重金属捕集剂相比于其他处理方法，去除率高，絮凝效果佳，污泥量少且螯合物易脱水，处理费用相对较低 [ 1 ] - [ 10 ]。 该重金属废水中有机物成分复杂，除了含有重金属外，还含有机物，很多都是难降解物质，可生化性差。对于这类废水一般生物法很难处理，且普通的氧化剂的氧化能力也难以满足要求。芬顿氧化产生具有强氧化性的羟基自由基，能氧化分解有机物，羟基自由基可以同时氧化多种有机物的混合物、容易控制、反应速率快等特点。 因此本项目拟将芬顿氧化与重金属捕集剂法两种方法相结合，充分发挥各自的特点与优势，使其能够更好的去除废水中重金属、COD cr 和其他污染物，满足重金属废水处理厂进水要求。 为了验证芬顿氧化 + 重金属捕集剂工艺的可行性，进行了芬顿氧化试验和重金属捕集试验。 3.2. 芬顿氧化试验 取废水置于烧杯中，用Ca(OH) 2 调节pH到5，芬顿氧化加药量入：质量比(H 2 O 2 :原水COD cr ) = 2:1，摩尔比(H 2 O 2 :FeSO 4 ·7H 2 O) = 3:1，搅拌反应2 h后，用Ca(OH) 2 调节pH到7，加入PAM混凝沉淀，然后静置0.5 h后，取样分析COD cr 。 Table 4 Fenton oxidation test result 序号 原水COD cr (mg/L) 芬顿出水COD cr (mg/L) COD cr 去除率 1 570 109 69.8% 2 308 110 64.2% 表4. 芬顿氧化试验结果 从表4可以看出芬顿氧化对尾矿废水COD cr 的去除率可达64%~70%，出水满足重金属废水处理厂进水标准。 3.3. 重金属捕集试验 取芬顿氧化后出水置于另一个烧杯中，加入重金属捕集剂搅拌反应15 min后，再加入PAC、PAM絮凝沉淀，然后静置0.5 h后，本次实验主要对镉进行了取样分析。 Table 5 Heavy metal trapping test result 序号 进水镉(mg/L) 出水镉(mg/L) 镉去除率 1 22.4 0.095 99.5% 2 80.4 0.084 99.8% 表5. 重金属捕集试验结果 从表5可以看出，重金属捕集剂对尾矿废水中镉的去除率可到99%，经重金属捕集剂处理后，出水镉的浓度小于0.1 mg/L，满足重金属废水处理厂进水标准。
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user: 4. 预处理工艺设计 根据上述分析和实验验证，本项目整体工艺采用芬顿氧化 + 重金属捕剂工艺，工艺流程如图2所示，主要包括调节池、芬顿氧化池、重金属反应器和清水池。 图2. 尾矿废水预处理工艺流程图 工艺描述： 1) PH调节池 PH调节池调节PH的作用。通过管网，将重金属废水送入PH调节池，加入Ca(OH) 2 ，调节pH为4.5~5。 2) 芬顿氧化池 将PH调节池出水泵送入芬顿氧化池，向芬顿氧化池中加入30%H 2 O 2 和FeSO 4 ，在空气曝气的协同作用下，废水经过强氧化反应后，大部分重金属络合物经破络，有机污染物被降解成小分子化合物，重金属离子游离出来。芬顿反应2 h后，加入Ca(OH) 2 ，调节pH为7~8，然后加入PAM，加速废水中的有机悬浮物和游离重金属态产生絮凝体进行沉降去除。 3) 重金属反应器 重金属反应器内部设置有反应区、沉淀区和出水区，反应区内设置有竖直挡板，重金属反应器下部设置曝气装置。 沉淀池出水进入重金属反应器，首先加入重金属捕集剂，重金属捕集剂能够结合重金属离子，生成稳定且难溶于水的金属螯合物。然后加入PAC、PAM加速废水中的游离重金属态产生絮凝体。在反应区，液体上流时推动重捕剂和絮凝剂上流使得竖直挡板两侧存在密度差，从而液体流向另一侧，使得固液在重金属反应器内循环流动，通过控制进水阀门，使得废水在重金属反应器内的停留时间为0.5~1 h，当反应区的液面达到一定高度时，废水进入上方的沉淀区，废水中悬浮的重金属螯合物在沉淀区斜板处沉淀，分离出的重金属螯合物在重力的作用下沿着斜板向下滑至重金属反应器底部，废水经沉淀区处理后进入出水区，经抽样检测后进入清水池。 4) 清水池 经重金属捕集剂处理后的废水进入清水池，最后进入园区重金属废水处理系统进一步处理。
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user: 5. 结论 1) 根据上述分析和实验验证，芬顿氧化 + 重金属捕集的组合工艺可实现对尾矿重金属废水的预处理，COD cr 的去除率为60%~70%，镉的去除率可达99%，出水COD cr 浓度小于120 mg/L，镉的浓度小于0.1 mg/L，出水满足重金属废水处理厂进水标准。 2) 重金属捕集剂可高效去除重金属离子，且产泥量少，不存在二次污染。对于重金属废水来说，COD、重金属离子都是废水达标排放的重要指标，在高级氧化 + 重金属捕集剂的组合工艺的前提下，可有效实现高浓度重金属废水处理和达标排放，降低能源消耗。 3) 芬顿反应过程中产生大量污泥，同时考虑到污泥压滤效率，添加无机物料增加脱水效果，最终导致污泥产量较多。为减少污泥处理费用，建议充分利用厂内空闲地对污泥进行摊铺晾晒，尽可能的减少污泥含水率，以降低污泥重量，减少处理费用。 4) 采用芬顿氧化 + 重金属捕集剂的组合工艺处理重金属废水时，需要考虑芬顿药剂和重金属捕集剂的投加量，选择合适的加药量达到处理要求，减少不必要的药剂成本，同时减少污泥量，降低污泥处置费用。 5) 重金属捕集剂作为本工艺的重要药剂，在实际运行过程中，需要根据重金属废水的变化情况、特点及处理要求等，选择合适的重金属捕集剂，从而满足重金属废水的处理要求。
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user: 摘要 随着我国教育水平和科技创新水平的不断提高，我国的化学化工行业呈现出突飞猛进的发展趋势，其中高校实验室、科研实验室、化工企业实验室以及三方检测机构的不断增加，日常实验中需要用到大量各种各样的化学试剂，产生大量有毒有污染的废水，因其量少而往往被人们所忽视，未经任何处理的实验废水随意排放在环境中对人类及生态环境产生严重危害，其中实验室所产生的废水是检测和处理的重点。实验室废水具有难处理、量少、间断、组分复杂、危害性大的特点。化学实验废水的处理具有一定的处理难度，如果直接排入环境中会对环境以及人类的生活环境产生严重的危害。本文针对实验室所产生的废水展开研究，并针对实验室废水的特点提出一套可行性实验室废水处理工艺，以达到实验室废水的无污染排放。
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user: 1. 研究背景 近年来随着我国高校教育、科研以及化工等领域的不断高速发展，相关的化学实验室也在成倍的增加，在实际中产生了大量的有毒有污染的实验废水；实验室废水不同于其它工业废水有稳定的排放周期和污染物，处理也相对容易，故各类实验室废水有其自身的特点：一次性排放量少、间断性强、成分复杂、瞬时多变等 [ 1 ]，对环境污染也是多方面，如各种酸、碱、重金属盐、有机物等对人体和环境都有害。因此，实验室废水的处理不仅是科研人员的职责，也是考察科研管理的一个重要方面，在实现科研创新的同时不要给社会、环境造成危害。因此，建立一套经济可行的实验室废水处理方案已成为一项迫在眉睫的环境问题。
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user: 2. 实验室废水的现状及危害 2.1. 实验室废水的现状 近年来，随着我国教育和科技水平的不断提升，各类高校实验室、科研实验室、化工实验室以及第三方检测机构的不断增多，产生了大量的实验室废水，但相应的实验废水处理却没有得到明显的重视 [ 2 ]，实验废水通常是通过稀释后排入下水道，而现有的处理技术也相对匮乏。实验室废水是指科学研究、科研教育、分析化验、成品检验等活动过程中产生的废水，其中还包括实验室清洁用水、消毒水等，甚至包括大量未使用的过期实验试剂、过期原料等。此类废水呈现出多样性，成分复杂多变，含有毒化学物质、有机化合物、重金属、细菌等，随意排放会对生态环境和人体健康带来严重的危害，其被认为污染最严重的废水之一 [ 3 ]。现阶段在我国，实验室废水排放尚未出台具体的标准和相应的处理措施以及完整的处理工艺，导致很多实验室废水未经处理直接将实验室废水通过稀释排入下水道，其中含有大量的酸碱性有毒物质，长时间排放会对地下的排水管网产生严重的腐蚀作用，减少使用年限增加了检修难度，同时增加了下游污水处理厂的负荷，严重时会对生态环境造成严重的危害并。其主要污染物如表1所示。 Table 1 Laboratory wastewater survey tabl 废水种类 酸碱废液 有机废液 重金属 综合废水 污染物种类 H 2 SO 4 苯酚、甲苯、 二甲苯、 乙醇、丙酮 Cr 6+ Cu 2+ Hg 2+ Ag + COD SS HNO 3 NaOH Ca(OH) 2 KOH 表1. 实验室废水调查表 2.2. 实验室废水的危害 实验废水的成分相当复杂，并会伴随不同实验室或同一实验室所从事的科研课题不同而不同，其中含有大量的酸、碱、有毒物质氰化物、六价铬、砷化物及有机物酚、苯、甲苯、二甲苯等，直接排放会对人们的身体健康和环境造成严重污染 [ 4 ]。其中以重金属对人体的危害最大，重金属主要指的是汞、镉、铅、铬以及内金属砷等生物毒性比较显著的金属，重金属非常难以被生物降解，相反却能在食物链的生物放大作用下成千、成百倍的富集，最后进入人体。重金属在人体内能与蛋白质、酶等发生强烈的相互作用，使它们失去活性，也可能在人体的某些器官中积累，造成慢性中毒，对人体造成不可逆转的危害。
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user: 3. 化学实验废水的分类 实验室废水有其特定来源，废水的性质与其他类废水的各不相同，其来源包括来自高校的各种实验室、科研院所在实验研究、各种检测机构以及化工企业实验室等中产生的各种危险废液、过期的实验药剂、原料等 [ 5 ]。而实验室废水必须先进行分类收集处理后在进行合理的排放。其排放标准以上海市发布的废水纳管相关规定如表2所示。 Table 2 Relevant regulations on wastewater managemen 序号 污染物 最高允许排放浓度mg/L 1 总汞 0.02 2 总Cr 1.5 3 六价Cr 0.5 4 铜、锌 1.0 5 pH 6-9 6 SS 400 7 COD 500 8 BOD5 300 9 TN 60 10 氨氮 40 11 挥发酚 1.0 12 色度 60 13 苯 2.5 表2. 废水纳管相关规定 3.1. 按来源分分类 实验室废水根据来源可分为化工类、生物类、环境类、医药类、以及材料类 [ 6 ]；化工类废水主要来源于化工实验室及高校实验室、科研单位和三方检测机构等，通常化学药剂使用比较多，此外还含有大量重金属离子等。生物类主要来自生物实验室，其特点是废水中含有大量的微生物，细菌等，活性微生物类是此类废水的特征污染物。环境类主要来自监测水样废水，废水特征为水质差污染物种类复杂。医药类主要来自医科院校实验室，其主要特征是含有病毒，药剂等污染物。 3.2. 按污染程度分类 按污染程度可分为高浓实验废水、低浓实验废水和无污染水等 [ 7 ]。其中高浓实验废水包括一般失效试剂(废铬酸洗液、废氰化钾溶液、各种药剂贮备液等)，各种高浓洗涤溶液、仪器或器皿的润洗液等；低浓实验废水包括实验器皿和实验产物的低浓洗涤废水，低浓低毒失效试液和实验室各项清洁卫生用水等；无污染水包括实验中的各种冷冻、冷却用水、水浴、恒温等加热用水减压抽滤用水和其他清洁水等。 3.3. 按性质分类 按性质可分为无机实验废水和有机实验废水。无机废水主要含有重金属如铜、汞、铅、铬等、重金属络合物，酸碱，氰化物，硫化物，卤素离子以及其他无机离子等。有机废水含有常用的有机溶剂，有机酸，醚类，表面活性剂，有机磷化合物，酚类，石油类，油脂类物质。从废水处理的角度，按燃烧性可分为可燃性废液和不可燃性废液；按挥发性可分为低沸点废液和高沸点废液；按原子的种类可分为C、H、O化合物，有机卤化物，含N化合物，含S、P化合物，高分子化合物和其他有机物等 [ 8 ]。
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user: 4. 实验室废水的处理技术 高校实验室废水一般为难生物降解废水，此类废水如不经过处理排放到城市下水道会造成管道的腐蚀，严重影响周围水环境破坏及污水处理厂生物中毒。通过对大量不同类型的实验室有机废液、重金属废液、酸碱废液及实验室综合废水为研究对象，并对各污染物浓度进行测定，通过查阅、学习相关废水处理技术及方法，设计实验室废水(废液)的一体化综合处理工艺。 4.1. 无机废水的处理技术 金属离子的处理 重金属以污染危害巨大，降解周期长、处理成本高而备受关注，环境中重金属离子存在时间长，难以被生物降解，相反却能在食物链的生物放大作用下成千、成百倍的富集，最后通过食物链的作用下进入人体。属于一种持久性污染物，对土壤、水环境危以及生物害巨大 [ 9 ]。 常用的传统方法有物理法、化学法和生物法，其中物理法主要包含吸附、静置、离子交换、反渗透等 [ 11 ]；化学法包含沉淀法、氧化还原法、电解法等；新型的生物法主要包括活性污泥吸附法、生物絮凝法、生物表面活性剂修复、复合硫酸盐还原菌去除法、纳米材料与微生物复合材料等方法。 其中以化学法以其处理技术成熟、操作简单以及去除效率高等被大量应用，常用的为氧化还原和絮凝沉淀法相结合用在重金属废水处理中的前处理。一般而言氧化法主要用于去除水中Fe 2+ 、Mn 2+ 在碱性条件下形成Fe(OH) 3 和Mn(OH) n 沉淀；全丽等 [ 10 ] 药剂还原法主要用于去除水中的Cr 6+ 、Cd 2+ 和Hg 2+ 等重金属离子，在碱性条件下形成絮体，通过沉淀的形式去除。 4.2. 实验室有机废水的处理技术 实验室有机废液作为一种常见危险废液，产生量较大，污染物种类复杂，生物可生化性低等特点 [ 12 ]。与生活污水不同实验有机废液中通常含有高分子有机聚合物、酚类、醇醚类等，这些有机污染物具有生物毒性，普通生物处理难以降解。其中挥发酚类为此类废液的一种特征污染物，处理难度较大。 4.2.1. 活性炭吸附法 活性炭吸附法多用于去除用生物或物理、化学法不能去除的微量的有机物。实验室有机废水含有大量试验残液和废溶剂，其主要成分为烷烃类、芳香族等，且废水浓度高、量小、呈酸性，很适合用活性炭吸附处理。处理工艺流程为先经过简单分离，把废水中的有机相分离出来，再经过活性炭二级吸附，赵丽等 [ 13 ] [ 14 ] 活性炭吸附法COD的去除率可达到93%，同时活性炭还吸附部分无机重金属离子。降低废水的COD，同时提高废水的可生化性。 4.2.2. 混凝沉淀 混凝沉淀 [ 15 ] 是高效、无选择性的处理技术，在水处理工艺中得到广泛应用。混凝沉淀池一般和混凝反应池合建，通常采用高效沉淀池如斜管沉淀池对产生的絮体进行泥水分离，从而达到最终去除污染物的目的。孔昊楠等 [ 16 ] 研究结果表明单一混凝沉淀对实验室废水CODcr的去除不到50%，所以，混凝处理实验室废水只能作为一种预处理技术，达到更好的去除效果还需进一步处理。 4.2.3. Fenton/类Fenton法 Fenton体系主要利用H 2 O 2 受Fe 2+ 的催化产生强氧化性•OH，可以将有机物如苯系物，酮类，脂肪酸类氧化成无机小分子物质CO 2 和H 2 O，无机酸等 [ 17 ]。随着社会生产生活方式的改变，所产生废水水质的性质也发生变化，一些难生物降解废水产生越来越多，Fenton法由于其具有较好的无差别降解废污水能力，选择性不强而得到广泛运用。 基于传统Fenton试剂的作用机理，Electro-Fenton [ 18 ] [ 19 ] 也是由H 2 O 2 和Fe 2+ 反应产生强氧化性的•OH。其中H 2 O 2 的电化学产生是通过在阴极充氧或曝气的条件下，发生(1)氧气的还原生成的。而Fe 2+ 也可以通过(2)阴极的还原反应得到。在酸性条件下，通过充氧或曝气的方法，氧气在阴极会发生还原反应产生H 2 O 2 。在此过程中，氧气首先溶解在溶液中，然后在溶液中迁移到阴极表面，在那还原成H 2 O 2 ，在Electro-Fenton中，溶液中的Fe 3+ 可通过反应(3)在阴极还原成Fe 2+ 。由于阴极持续的Fe 2+ 再生提高了有机污染物的降解速率，这也减小了污泥；在最佳条件下，有机物可实现低花费的全部矿化的可行性。Electro-Fenton有其自身的优势：电化学产生H 2 O 2 ，可避免其在运输、储存和操作的危险；控制降解速率实现机理研究的可能性； O 2 + 2H + + 2e → H 2 O 2 (1) O 2 + H 2 O + 2e → HO 2 − + OH − (2) Fe 3 + + e → Fe 2 + (3) 研究结果表明单一混凝沉淀对实验室废水CODcr的去除不到50%，所以，混凝处理实验室废水只能作为一种预处理技术，达到更好的去除效果还需进一步处理；活性炭是一种高效吸附剂但因其活性炭运行费用高，再生困难，通常运用于深度处理或者痕量污染物净化中，不适用于处理大量的有机废水；Electro-Fenton法是常见的高级氧化技术，具有产泥量少，操作简单，处理效果好，一体化程度高等优点逐渐被人们所认可，其原理是在酸性条件下Fenton试剂产生强氧化性(•OH)与水中有机物发生反应，使有机物矿化，最终生成H 2 O和CO 2 [ 19 ]。
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user: 5. 实验室废水处理工艺的探索 5.1. 实验室废水处理的分类 废水处理方法直接决定着废水的处理效果，如方法选择不当，则会造成处理效果不达标严重时还会造成第二次污染，同时也将会造成巨大的资源浪费。因此在废水处理方法设计前，应首先进行废水处理方案论证，从而选择决定废水处理方案，首先必须了解废水的水质情况，由于各个化学实验室从事的实验大不相同，废水的性质差异比较大，要对废水全面了解，盲目处理会发生危险，要采用科学、严谨的态度对废水进行分析、鉴定 [ 20 ]。本文将对中低浓度实验室有机废液、重金属废液、酸碱废液进行处理工艺设计，实现自动化控制，有针对性的高效去除污染物； 5.2. 工艺流程 经过多方论证后本设计采用“实验室废液分类 + Electro-Fenton + 混凝沉淀 + 生物接触池”综合处理工艺，其设计流程图如图1所示。本设计提供一套水处理技术，主要针对实验室高浓度危险废液(实验室有机废液、实验室酸碱废液、实验室重金属废液)与实验室综合废水。工艺中包括废液预处理、混合废液物化处理、中水深度处理等三个重要步骤。 工艺流程说明 首先实验室废水经过分类收集在相应的储罐中，有机废水先经过处理降低其COD，重金属离子利用化学沉淀法去除；酸碱废液分类贮存作为调节反应中的pH值。具体工艺流程如图1所示：实验室废液收集在玻璃钢结构储存罐中，分别包括有机废液储罐、含Cr废液储罐、含Hg + 废液储罐、含Cu 2+ 、Zn 2+ 、Fe 3+ 废液储罐、其中有机储罐底部连接有计量泵与Electro-Fenton反应器连接，Electro-Fenton反应器连接曝气装置，Electro-Fenton反应器出水连接调节池；含Cr 6+ 废液储罐、含Hg + 废液储罐、含Cu 2+ 、Fe 3+ 、Zn 2+ 等废液储罐底部出水口连接重金属废液泵与化学沉淀连接，化学沉淀出水进入调节池 [ 21 ]；同时调节池还接收来自实验室冲洗、清洁等实验室综合废水，混合水池内调节水质水量，反应出水通过重力自流进入混凝沉淀池。混凝沉淀池采用中孔穿流，混凝池加入石灰乳调节pH后加入助凝剂PAM辅助沉降；沉淀池上清液出水进入生物池，去除有机等污染物质；经过生物接触氧化池处理达标后排放城市污水管网；沉淀池底部污泥与沉淀罐底部沉泥收集到污泥池，经浓缩压滤泥饼外运。 图1. 工艺流程图 5.3. 处理结果 “实验室废液分类 + Electro-Fenton + 混凝沉淀 + 生物接触池”综合处理工艺处理过后的实验室废水其出水能达到国家允许的污染物最高排放浓度以下，具体数值如表3所示。此工艺可根据不同实验室所产生的废水进行合理的调整，具有很高的实用性。 Table 3 Design the main pollutant indicators of effluen 序号 污染物 最高允许排放浓度mg/L 1 总汞 0.02 2 总Cr 1.5 3 六价Cr 0.5 4 铜、锌 1.0 5 pH 6-9 6 SS 400 7 COD 500 8 苯 2.5 表3. 设计出水主要污染物指标
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user: 6. 科学控制和存在的问题 6.1. 科学控制 在实际的科研实验环节中，对于实验方法的选择应该是对环境没有污染或者是污染较低的试剂 [ 22 ]。使用的洗涤剂应该是可以降解的，使得废水之中含有的污染物减少。在样品和试剂的管理中，应该避免囤积大量的试剂，对于试剂的存有量有科学的控制。在条件允许的情况下，对于废水的处理应该尽可能回收利用，这不仅解决了废水的污染问题，也使得成本降低了。废水经过处理后，应该运输到污水处理厂进一步处置，保障其排放完全达到保护环境的标准。 6.2. 存在的问题及防范措施 6.2.1. 存在的问题 1) 长期以来我国的科研人员环保意识薄弱。将关注重心放在了实验进程和结果上，忽视了实验过程中产生的废水给环境带来的危害，实验室所产生的废水没有得到足够的重视； 2) 现阶段我国实验室废水缺乏管理部门的监管和实验室废水排放标准。在科研进程紧张且没有具体制度的情况下，科研人员并不希望把大量的时间和精力投入废水处理的研究中； 3) 缺乏相关实验室完善管理体系。因实验室废水量少分散，对实验过程中产生的副产物及废液未做明确收集处理的要求。这些问题都导致目前尚没有严格的实验室废水管理体系。 6.2.2. 防范措施 1) 需要加强科研人员和科研院所领导的环保意识。在注重科研创新成果给社会带来便利的同时，也要考虑其造成的环境影响； 2) 完善实验室废水排放标准和监管制度。建成完整的实验室废水处理工艺使其能达标排放； 3) 完善实验室管理体系。对产生的废液分类收集后按要求处理达标后才能排放。
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user: 7. 结语 “实验室废液分类 + Electro-Fenton + 混凝沉淀 + 生物接触池”综合一体化处理工艺具备对实验废液与综合废水具有较好的去除效果，是一种处理实验室废液的高效方法，在电流的作用下可以强化Fenton氧化效率，可以实现中低浓度有机废液的原位处理，快速降级废液中有机污染物，与其他高级化学氧化技术相比，其在成本和效果上具有优势。随着环境问题越来越受到重视，水污染控制近年来越来越严格，因此实验废水的研究及处理已经迫在眉睫。因实验室废水分散、量少、污染程度高等特殊性，适合采用一体化设备对其进行处理，采用工艺简单、能耗少、占地面积小、自动化程度高的实验室废水处理设备必然成为日后研究的主要方向 [ 22 ]。如何低成本的有效处理实验室废水废液产生的污染问题是各实验室要重视的问题，本课题采用的“Electro-Fenton + 混凝体系”高级化学氧化技术和实验室废水(废液)一体化处理工艺可为实验室废水、废液的最终处置提供参考 [ 23 ]。
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user: 摘要 综述了偏二甲肼(UDMH)废水处理过程中亚硝基二甲胺(NDMA)的生成机理，对废水中亚硝基二甲胺的检测方法进行了归纳，介绍了控制废水中亚硝基二甲胺产生的方法和措施，并对亚硝基二甲胺的后续研究进行了展望。
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user: 1. 概述 近年来，随着我国导弹及航天事业的迅速发展，偏二甲肼(UDMH)作为常规液体火箭发动机的主要燃料，仍广泛应用于我国长征系列运载火箭和战略导弹。UDMH是一种难降解的高毒物质，在生产、使用等环节会产生大量的含UDMH的废水。UDMH废水在处理过程中，会产生甲醛、二甲胺、偏腙、亚硝基二甲胺(NDMA)等产物。这些产物有的毒性超过UDMH，其中毒性最高的代表性物质为NDMA。 NDMA是世界卫生组织公认的致癌物质。自美国加利福尼亚火箭引擎试验基地附近饮用水井中检测出高达0.4 mg/L的NDMA后，引发了人们对亚硝胺污染的关注 [ 1 ]。饮用水的氯化消毒过程也将UDMH鉴定为NDMA的前驱体。国内外对水中NDMA的研究主要集中在饮用水方面，对UDMH废水处理过程中NDMA的生成机理、检测、生成情况及抑制方法整体研究较少，本文将从以下几个方面介绍NDMA的研究进展。
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user: 2. NDMA的生成机理 目前，围绕UDMH废水处理过程中NDMA生成机理研究，主要体现在两个方面，一是基于氧化原理的实验结果测试推算，二是采用量子化学计算理论。对偏二甲肼降解生成NDMA的机理研究主要基于不同的氧化剂，包括O 2 、O 3 、过氧化氢、羟基自由基等。 Milap A. Mathur和Harry H. Sisler [ 2 ] 研究在室温时偏二甲肼非催化条件O 2 的氧化机理，认为是先掉下一个H + 离子，生成(CH 3 ) 2 NN − OOH，之后掉下来一个OH − ，生成NDMA。 H. S. Judeikis和D. E. Damschen [ 3 ] 研究了将臭氧(O 3 )通入UDMH溶液，检测出中间过程及反应结束后产物中均有NDMA。 我国很早就开始对臭氧氧化偏二甲肼进行研究 [ 4 ]，并详细探讨了臭氧氧化偏二甲肼的机理，认为臭氧与偏二甲肼反应首先生成偶氮化合物，多数偶氮化合物联成四甲基四氮烯，四甲基四氮烯进一步被臭氧氧化分解成甲胺、二甲胺、甲醛等。二甲胺经硝化反应后生成NDMA。 王力 [ 5 ] 等利用量子化学密度泛函理论(DFT)的B3LYP的方法，对臭氧氧化UDMH生成NDMA过程中相关的反应机理进行了理论研究；优化了各个反应物、中间体、过渡态及产物的分子构型，对其进行了能量分析及反应路径跟踪，结果表明，UDMH首先被氧化为中间体1，1-二甲基二氮烯，然后中间体再被臭氧氧化生成NDMA。 徐亚飞 [ 6 ] 以过氧化氢作为氧化剂，采用密度泛函理论(DFT)中的B3LYP方法，在6 − 31 + G(d)基组水平上针对OH与H 2 O 2 生成∙OOH和H 2 O的反应及∙OOH与UDMH生成NDMA的反应进行计算。认为NDMA是从中间体(CH 3 ) 2 NN(H)OOH上脱下一个H 2 O分子生成的。反应属于放热反应，极易进行。 刘兆荣 [ 7 ] 等通过实验推断当溶液中偏二甲肼的含量较高的时候，亚硝基二甲胺的光解反应只与NDMA浓度有关系，光解反应的活化能很小，因此NDMA在偏二甲肼中的光解反应是很容易发生的。推测光解NDMA机理为：氧化的偏二甲肼中存在给出活性H的极性物质。只需要给出少量的活性H，这些活性H的量对于亚硝基二甲胺和偏腙的反应所需来说是足够的。
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user: 3. NDMA的检测方法 对偏二甲肼废水产生的NDMA检测方法主要有气相色谱法和液相色谱法。 王进鸣 [ 8 ] 采用气相色谱法对含偏二甲肼的水样进行分析，样品前处理采用二氯甲烷萃取三次用无水碳酸钠干燥，水样中NDMA在2~250 mg/L浓度范围可直接取样分析出数据。 张光友等 [ 9 ] 采用水蒸气蒸馏、二氯甲烷萃取及氮气吹扫浓缩等样品预处理方法，建立了含偏二甲肼污水中N-亚硝基二甲胺(NDMA)的气相色谱–质谱(GC-MS)分析方法，测定结果为0.0592 mg/L。以N-亚硝基二甲胺的浓度在0.31~1.54 mg/L范围内对峰面积做校准曲线，测定结果的相对标准偏差为4.82%和4.96%，回收率为88.8%和89.3%，检出限(S/N = 3)为2 μg/L。 2016年，国家环境保护部发布了水中亚硝基类化合物的气相色谱测定法HJ 809-2016 [ 10 ]，方法的最低检出线为0.6 μg/L，样品的预处理采用液液萃取法，采用二氯甲烷进行萃取，浓缩倍数为250倍，浓缩采用旋转蒸发仪和氮吹浓缩仪。校准曲线采用的质量浓度为1 mg/L~10 mg/L。 田葆萍 [ 11 ] 采用反相高效液相色谱法测定火箭推进剂偏二甲肼废水中亚硝基二甲胺的含量，测定结果为0.3504 mg/L。样品前处理过程简单，降低了前处理时的损失，提高了方法准确度。色谱条件:色谱柱CNWSIL-C18 (4.6 × 250 mm， 5 μm)，流动相甲醇:水为15:85，流速为1.0 ml/min，柱温 28 ℃ ，紫外检测器检测波长为230 nm。亚硝基二甲胺在10~500 μg/L范围内线性关系良好(r 2 = 0.9999)。 夏立本 [ 12 ] 采用反相高效液相色谱法定量分析偏二甲肼废水中亚硝基二甲胺，测定结果为0.4839 mg/L。色谱条件选择：以甲醇:水 = 15:85(V/V)为流动相，柱温 30 ℃ ，检测波长为230 nm，流动相流量为1.0 mL/min，加标回收率为86.2%~113.4%，15次测定结果RSD为2.96%。结果表明该方法在10~500 μg/L范围内线性关系和准确度良好，可用于快速测定偏二甲肼废水中的亚硝基二甲胺。 刘博 [ 13 ] 采用液相色谱法定量分析偏二甲肼废水处理过程NDMA的含量，色谱条件：色谱柱Eclipse XDB-C18，4.6 × 250 nm，5 μm (Aligent)，流动相：磷酸盐(pH = 2.7)/甲醇 = 93/7，流速0.5 mL/min，温度 30 ℃ ，检测波长为230 nm，进样量20 μL。亚硝基二甲胺在1~150 mg/L范围内线性关系良好(r 2 = 0.9999)。
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user: 4. NDMA在UDMH废水处理过程中的生成与降解情况 UDMH生成NDMA的主要路径与处理UDMH废水采用的不同氧化剂及反应条件有关，主要的氧化剂为臭氧、H 2 O 2 、氯氧化剂，为增强处理效果还增加有紫外光及催化剂等辅助方法。 上世纪八九十年代已有关于在次氯酸盐用于处理含有N，N-二甲基肼(UDMH)的火箭燃料废水时会产生NDMA的报道 [ 14 ]，铜离子、高锰酸钾、过氧化氢和氧气氧化UDMH的副产物中也含有NDMA [ 15 ]。何斌 [ 16 ] [ 17 ] 等分别使用次氯酸钠和二氧化氯氧化UDMH污水，结果表明使用次氯酸钙处理高浓度偏二甲肼污水处理效果不佳，会产生NDMA，且反应速度缓慢。王力 [ 18 ] 认为氯化法会加速NDMA的生成。 徐志通 [ 19 ] 等对100 mg/L偏二甲肼废水采用臭氧法处理前后的NDMA浓度分别为0.03 mg/L和2.5 mg/L，紫外光–臭氧氧化法处理试验中，紫外光源为253.7 nm的低压汞灯处理后产生NDMA很低，约为30 μg/L，而相比之下光源为365.0 nm高压汞灯光源处理后的NDMA明显升高，接近2.5 mg/L。于祚斌 [ 20 ] 等采用臭氧法对配置的133.15 mg/L的UDMH废水进行处理研究，结果表明，臭氧投加比为1.5时达到顶峰54.69 mg/L，投加比达到6.9时，接近1 mg/L。王进鸣 [ 8 ] 用臭氧法处理UDMH为2.23 mg/L的试车污水NDMA升高两个数量级，从0.02 mg/l升高到1.92 mg/L左右，之后在253.7 nm波长低压紫外线的照射下NDMA可以降下来，紫外线的有效照射半径为 10 厘米 左右。活性炭吸附和次氯酸钠催化氧化法可以使574 mg/L的UDMH降到0.1 mg/L，NDMH不升高，一直在0.1 mg/L左右。航天165所采用空气法处理UDMH为21.0 mg/L废水，NDMA从0.08 mg/L降到0.03 mg/L。焦玉英 [ 21 ] 研究了偏二甲肼污水臭氧一紫外光一活性炭联合处理法的效果，发现NDMA浓度均为ppb数量级，对UDMH浓度为89.0 ppm实际污水处理前后进行分析，处理后UDMH未检出，NDMA从4.5 ppb变为29 ppb；针对UDMH浓度为115 mg/L的模拟废水处理后，NDMA由3.5 ppb变为5.6 ppb。 杨宝军 [ 22 ] 等研究了废水中偏二甲肼经臭氧 + Ni/Fe催化剂处理的分解性能，偏二甲肼浓度100 mg/L，在没有催化剂和有催化剂的条件下，反应1 h后NDMA由原始的0.2 mg/L分别变为3.2 mg/L和0.01 mg/L。 邓小胜 [ 23 ] 等采用Cu 2+ /H 2 O 2 法降解高浓度1000 mg/L偏二甲肼废水，降解过程中会产生亚硝基二甲胺，且难以去除。刘博等 [ 13 ] 采用Cu 2+ /H 2 O 2 法降解高浓度1000 mg/L偏二甲肼废水，研究结果表明减小pH、Cu 2+ 浓度，降低温度和提高/H 2 O 2 投加量可减少NDMA的生成，NDMA一旦生成难于降解，紫外光是NDMA降解的有效方法，但不能抑制NDMA的生成。在无紫外光的情况下，反应进行5 h后，NDMA仍高达78 mg/L，采用紫外光后2 h，NDMA浓度可降至3 mg/L，NDMA的去除效率达97.4%。 梁美玲 [ 24 ] 采用光催化 + H 2 O 2 处理UDMH废水，光源为254 nm紫外灯，NDMA的浓度随着双氧水的用量的增加而先升高后降低，最高时达到8 mg/L，100 mg/L的UDMH降解基本完全时，不同光催化剂条件下NDMA浓度在最高为0.86 mg/L，最低为0.01 mg/L。 曾平川 [ 25 ] 采用催化湿式过氧化氢法(CWPO)对偏二甲肼的处理效果，光源为真空紫外灯，以CuO-NiO-MgO/γ-Al 2 O 3 作为湿式催化剂参与到CWPO/H 2 O 2 、CWPO/H 2 O 2 /VUV、H 2 O 2 /VUV降解350 mg/L UDMH模拟废水工艺中，结果显示CWPO/H 2 O 2 处理过程中NDMA浓度变化不规律，而且NDMA浓度很高，NDMA浓度最小时为28.85 mg/L，最高时为49.50 mg/L，而用CWPO/H 2 O 2 /VUV和H 2 O 2 /VUV这两种工艺处理，经过50 min处理后，溶液中没有NDMA。 徐冰冰等 [ 26 ] 对UV/H 2 O 2 和UV/O 3 2种高级氧化工艺降解NDMA的效能比较结果表明，UV/H 2 O 2 工艺能够促进NDMA的降解，但不能有效抑制降解产物二甲胺。UV/O 3 法能降解NDMA，同时还能有效控制二甲胺的生成，降低NDMA再次生成的可能性。
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user: 5. 结语 偏二甲肼废水处理产生的NDMA在有紫外光存在的情况可进行高效的去除，其中UV/O 3 法的优势明显。水质参数及处理方法与NDMA生成潜力有一定的相关性，但用其准确判断水体的NDMA的生成潜力还要大量实验数据和预测模型不断改。因此，偏二甲肼废水处理过程中NDMA的生成机理和去除技术尚需进一步的研究，为后续的工程技术应用提供支持，实现对NDMA的有效控制。
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user: 摘要 控制鼓系统和安全棒系统是用于空间核动力装置的重要安全设备。在空间核动力装置地面工程样机的控制鼓系统和安全棒系统不仅必须满足未来在空间运行的性能要求，还须保证在设计基准地震期间和之后执行其安全功能的能力，因此必须对其抗震性能进行验证。针对此类核安全级能动设备，须从相关的法规、标准、验证方法、试验方案及验收准则各个方面考虑，明确抗震试验的试验技术要求。鼓棒系统试验样机的抗震试验研究是其模拟件通过设备抗震鉴定、产品取证制造的重要基础。
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user: 1. 引言 空间核动力装置是改变未来航天动力格局的颠覆性技术之一，美俄的相关空间核反应堆电源研发计划稳步推进，我国也明确表示在未来的深空探测任务中将应用空间核动力，并发展了相关的技术储备 [ 1 ] - [ 8 ]。在开展航天飞行试验前必须进行地面工程样机的研制和考验，验证其总体及各组成部分在试验寿期内的性能和可靠性 [ 1 ] [ 2 ]。 空间核动力装置地面工程样机的控制鼓系统和安全棒系统(以下简称为“鼓棒系统”)是执行功率调节、紧急停堆功能的重要安全设备，在运行期间须保持动作的精度(包括运行精度、运行速率、同一位置的重复精度)。由于空间核动力装置地面工程样机是地面运行的核设施，在设计基准地震(DBE-Design Basis Earthquake)下仍须保证核安全，因此地面工程样机中的鼓棒系统能否精确地执行其安全功能，就必须通过抗震试验进行验证。 鼓棒系统试验样机是其正式产品的原理样机，验证性试验的技术要求、试验过程及结果是其工程样机(模拟件)通过核安全设备鉴定各项型式试验的重要技术准备。根据国家核安全设备鉴定的要求 [ 9 ] - [ 15 ]，在破坏性的抗震试验之前，鼓棒系统试验样机已实施并通过了常温、高温性能试验 [ 16 ]。
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user: 2. 设备描述 地面工程样机的控制鼓系统分为控制鼓系统(内部)和控制鼓系统(外部)，其中与空间核动力装置的控制鼓系统设计保持一致的称为控制鼓系统(内部)，而根据冗余设计增设的可手动操作驱动机构的称为控制鼓系统(外部)。安全棒系统则与空间核动力装置中的设计保持一致。 控制鼓系统(如图1所示)主要包括：控制鼓组件、分配机构、传动机构、驱动机构以及包容以上部件的壳体及其支撑结构等。功能要求如下：1) 在正常工况下，通过鼓体的缓慢转动，实现功率调节；2) 在事故工况下，通过鼓体的快速转动，实现紧急停堆，并保持足够的停堆深度。 安全棒系统(如图2所示)主要包括：安全棒组件、驱动机构、分配机构、传动连接轴、卡锁机构、气体供应系统以及包容以上部件的壳体及其支撑结构等。功能要求如下：1) 安全棒应有足够的中子物理效应，可使反应堆处于足够深的次临界度。2) 安全棒系统应具有按照指令提升、保持、断电释放安全棒组件的功能。 鼓棒系统试验样机是其正式产品的原理样机，在抗震试验之前已通过了常温性能试验、高温性能试验。此项抗震试验是对试验样机抗震性能的验证，并且其抗震试验的技术要求、试验指标与相应的工程样机保持一致，因此此项工作的成果为鼓棒系统工程样机(模拟件)通过核安全设备鉴定并取得正式产品的制造许可证夯实了基础。 图1. 控制鼓系统示意图 图2. 安全棒系统示意图
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user: 3. 地震激励 为提取地面工程样机鼓棒系统各支撑点的地震激励载荷，首先对鼓棒系统及其所在的真空室建立有限元模型(如图3所示)并进行时程分析，输入为基于目标楼层反应谱生成的人工模拟地震波。 地面工程样机材料均为316H不锈钢，样机各部件设计温度分布在200℃~600℃范围内。上部支架温度为200℃，下部支架温度为500℃~600℃。真空室材料为S30408，样机及组合支架材料为Q235A，总重约为2800 kg。详细材料性能参数见表1。 图3. 地面工程样机有限元模型示意图 Table 1 Mechanical properties of test assembl 材料 温度/℃ 密度/kg/m 3 弹性模量/MPa 抗拉强度/MPa 屈服强度/MPa 基本许用应力/MPa S30408 20 7850 203.0 485 170 - 100 7850 198.0 450 145 97 316H 20 7850 196.0 515 205 - 200 7850 184.0 496 148 99.2 550 7850 166 435 116 77.3 600 7850 166 396 114 76 1Cr13 (M36) 20 7850 194.3 758 586 138 100 7850 192.7 138 200 7850 190.4 133 Q 235A 20 7850 205 215 205 215 表1. 鼓棒系统试验样机材料机械性能 抗震时程分析计算关键部件的加速度结果见表2，其中动力放大系数为测点加速度反应与输入人工波对应方向加速度峰值的比值。关键点响应谱的包络谱，经过标准化处理后的DBE工况试验目标谱见图4。目标谱包括两个水平方向和一个竖直方向的分量。在生成试验反应谱时在每个激励方向考虑 + 10%加速度裕量。 Table 2 Acceleration results of main component 设备部件 最大加速度结果 测点位置 方向 加速度/g 输入波/g 动力放大系数 悬吊杆件顶部 A201 X 0.407 0.326 1.25 悬吊杆件底部 A101 X 0.414 0.326 1.27 控制鼓和安全棒系统 A3 X 0.438 0.326 1.34 表2. 主要部件的加速度结果表 图4. 试验目标谱
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user: 4. 试验台架和试验设备 根据地面工程样机整体抗震分析的结果可以推断地震载荷下地面工程样机真空室内鼓棒系统试验样机的响应与其在堆芯结构安装位置处单点地震激励下的响应较为一致，可以采用地震模拟振动台进行抗震试验。根据鼓棒系统试验样机在地面工程样机真空室内的安装方式及其自身结构形式，考虑采用下部刚性台架与上部轻型限位支架相组合的试验台架方案，见图5。 图5. 试验台架方案 试验台架设置为上、下两部分，下部为高2.0 m的刚性试验台架，上部为高5.0 m的限位支架。试验样机安装在下部刚性试验台架顶面，在试验过程中台架将振动台的模拟地震运动传递给试验样机。上部限位支架仅为控制鼓系统(外部)提供水平向的限位约束和竖向的支承作用。 试验中共布置了24个加速度测点，共计72个加速度通道，分别布置于控制鼓系统(外部) (见图6左图)、控制鼓系统(内部) (见图6中图)和安全棒系统(见图6右图)。 图6. 试验样机加速度测点示意图
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user: 5. 错对中的考虑 由于控制鼓系统(外部)的传动机构(见图1)穿过地面工程真空室的上封头、生物屏蔽层到达地面，其驱动机构部分则固定在试验大厅的地面以上，因此必须考虑其中可能存在的安装偏差。抗震试验中根据设备的设计及工艺要求设置了错对中偏差，将这一因素在试验中定量地加以考虑。
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user: 6. 试验工况及验收准则 鼓棒系统试验样机抗震试验中包括的试验工况有：基准功能试验、动态特性试验、抗震性能试验、震后功能试验。其中抗震性能试验包括5次1/2DBE和1次DBE试验工况，并根据鼓棒系统在DBE期间和之后须执行的安全功能设置了执行动作。具体验收指标见表3和表4。 Table 3 Criteria for seismic test on control-drum syste 参数 验收指标 1/2DBE/次 5 重复精度/˚ ±1 机械动作复位时间/s ≤1 DBE/次 1 DBE机械动作复位时间/s ≤1 DBE复位零位允许偏差/˚ 5 表3. 控制鼓系统抗震试验验收指标 Table 4 Criteria for seismic test on safety-rod syste 测量参数 验收指标 1/2DBE/次 5 DBE/次 1 机械复位时间/s ≤1 安全棒组件行程位移偏差/mm ±5 表4. 控制鼓系统抗震试验验收指标
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user: 7. 试验结果 抗震试验顺利完成，鼓棒系统试验样机在所有试验工况下均能满足性能要求运行并执行快速复位的安全功能，下面将从动力特性、加速度及位移响应和试验验收指标等方面进行说明。 7.1. 动力特性 动力特性的探查采取从台面输入加速度幅值为0.10 g，持时180 s白噪声随机波，对试验样机进行激振。测得试验样机各测点的反应后，经FFT处理得到频响函数，经模态识别求得试验样机的动力特性，得到了3次白噪声激振下识别出的试验样机的自振频率和阻尼比，见表5。 Table 5 Natural frequencies and damp ratios of test assembl 序号 序号 工况 方向 第一阶 第二阶 第三阶 频率/Hz 阻尼比% 频率/Hz 阻尼比% 频率/Hz 阻尼比% 1 地震前 白噪声/单向 安全棒入堆芯 x 21.50 1.65 27.32 5.04 42.32 1.75 2 y 20.87 1.58 29.20 5.12 40.91 2.38 3 z 30.87 4.26 - - - - 4 地震前 白噪声/单向 安全棒出堆芯 x 21.77 2.35 27.39 4.42 41.14 1.60 5 y 20.94 2.63 28.42 6.77 40.41 2.90 6 z 31.00 4.73 - - - - 7 1/2DBE 地震后 白噪声/三向 xyz:x 21.10 1.88 27.43 5.58 40.15 1.42 xyz:y 20.55 1.64 27.58 5.98 40.22 1.64 xyz:z 30.15 4.64 - - - - 8 DBE 地震后 白噪声/三向 xyz:x 20.76 1.99 27.17 4.58 40.35 2.29 xyz:y 20.55 2.10 28.58 5.21 40.36 1.55 xyz:z 30.11 4.54 - - - - 表5. 试验样机的自振频率与阻尼比值 7.2. 试验测点加速度 控制鼓系统(外部)、控制鼓系统(内部)和安全棒系统的不同方向加速度响应分布规律(见图7)。其中安全棒系统在第五次1/2DBE和DBE (图7下图 1/2DBE5-X、DBE-X)工况下须执行快速落棒动作，因此在对应的测点处产生了超出加速度计量程的冲击响应。 图7. 试验样机加速度响应分布 7.3. 试验测点动应力 动应力试验结果表明不同试验工况中各测点的动应力幅值较为接近，且动应力值均较小，结构材料处于弹性状态。控制鼓系统(外部)传动杆外壁面测点最大主应力为2.783 MPa (1/2DBE工况)，2.581 MPa (DBE工况)。控制鼓系统(内部)传动杆外壁面测点最大主应力为1.350 MPa (1/2DBE工况)，2.059 MPa (DBE工况)。试验样机壳体外壁面测点最大主应力为2.778 MPa (1/2DBE工况)，DBE工况的3.942 MPa (DBE工况)。 7.4. 功能检查结果 在试验中设置了试验前基准功能试验和试验后功能试验工况，以判断地震载荷对设备运行功能的影响，测量结果详见表6，各项试验指标均满足表3和表4的验收要求。 Table 6 Reset time results in various test case 系统 试验工况 安全棒落棒时间/s 控制鼓(内部)复位时间/s 控制鼓(外鼓)复位时间/s 试验前基准功能试验 0.172 s 0.25 s 0.671 s 第1次1/2DBE试验后 0.125 s / / 第2次1/2DBE试验后 0.125 s / / 第3次1/2DBE试验后 0.125 s / / 第4次1/2DBE试验后 0.125 s / / 第5次1/2DBE试验中 0.125 s 0.172 s 0.686 s DBE试验中 0.141 s 0.188 s 0.640 s 试验后功能试验 0.125 s 0.171 s 0.514 s 表6. 各试验工况下落棒时间和复位时间
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user: 8. 结论 为保证空间核动力装置鼓棒系统在地面工程样机运行期间满足抗震要求，本研究依据相关的地面核设施的核安全法规和标准的要求，为鼓棒系统试验样机抗震试验提出了合理的、工程适用的技术要求，包括地震动激励的包络、试验台架设计、试验验收指标等，主要的内容及参考意义如下： 1) 依据国家核安全法规、标准的要求，确定采用试验法进行抗震性能验证的技术要求和验收指标，并在抗震试验前完成其他运行试验； 2) 对鼓棒系统所在的真空室进行整体建模和抗震时程分析，预测了设备的动力响应，计算结果支持了试验方案和试验设备的选择；目标反应谱采用地面工程样机整体抗震时程分析中获得的关键点响应谱的包络谱，并在生成试验反应谱时在每个激励方向考虑 + 10%加速度裕量； 3) 在试验中考虑了错对中要求。 空间核动力装置鼓棒系统试验样机通过抗震试验验收，标志着其抗震性能满足核安全设备抗震设计要求，为下一阶段鼓棒系统模拟件通过设备鉴定打下坚实基础。
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user: 摘要 常温下铂催化氢氧复合是学术界非常熟悉的领域，但焦点一直集中于电池、燃料等领域。重水除氚需要进行大量的常温氢氧复合，该过程是在滴流床反应器中进行的气–气反应，而关于滴流床反应器的研究绝大部分是关于气–液反应的。常温氢氧复合由于缺乏可借鉴的经验，仍未得到深入研究。在Pt-SDB催化剂的制备得到一定研究结果的基础上，本文研究了不同粒径Pt-SDB对常温氢氧复合过程的影响，并推断出Pt与SDB之间的通过狭缝能够更好地相互作用，达到更好的催化效果。
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user: 1. 引言 氢氧疏水催化复合根据复合目的分为两种：一种为消除核电厂废气中的氢气，习惯称为气相消氢；另一种注重复合反应的大量及稳定性，反应方式为直接水冷式非预混常温氢氧复合。由于工程上将“常温氢氧复合”仅代表“直接水冷式非预混氢氧常温复合”，从方便叙述角度出发，本文所有的“常温氢氧复合”即特指“直接水冷式非预混氢氧常温复合”。 与气相消氢为了在各种工况下防止爆炸的目的不同，常温氢氧复合需要在保证安全的前提下，在短时间内进行大量的氢氧复合反应。其应用场景也比较单一，目前只作为CECE流程中浓集氚的其中一环。 [ 1 ] - [ 6 ] 常温氢氧复合是在LPCE柱的研究达到一定深度后才作为配角与其结合为CECE流程，所以国内外的研究关注度并不高，只是在应用上进行了工程试验。 我国目前在秦山三期核电站应用的常温氢氧复合技术，从疏水催化剂到反应器都是从国外引进的，基于“自主化”目标，从本世纪初开始国有化研究。中国原子能科学研究院 [ 7 ] [ 8 ] 最先开展了针对常温氢氧复合的疏水催化剂制备的探索，同时开发反应器 [ 9 ] [ 10 ] 以检验自主研发的疏水催化剂的活性指标，工艺条件从气相复合发展到直接水冷式，但由于预混气体爆炸极限的限制，氢气含量一直处于载气的10%以下，反应气与冷却水逆流。随后中国工程物理研究院 [ 11 ] 也进行了疏水催化剂和氢氧复合的研究，罗阳明 [ 12 ] 的综述中提到，其发展成型的技术采用亲水催化剂和流化床反应器，没有采用直接水冷式疏水催化，长期稳定运行的各工艺指标也远低于国外的疏水催化。所以，中国在常温氢氧复合领域，处于自主研发疏水催化剂的验证的起步阶段。 本文针对浸渍法制备的小粒径Pt-SDB建立了一套常温氢氧复合性能的评价体系——包括反应器设计与条件设定——并进一步筛选出适用于该体系的SDB载体。通过TEM表征及红外光谱分析等手段，得到了Pt在SDB上的固定机制，以及影响催化剂性能的主要因素。
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user: 2. 主要实验原料、仪器与Pt-SDB制备流程 2.1. 主要实验原料 氯铂酸，分析纯，国药集团化学试剂有限公司。 无水乙醇，分析纯，国药集团化学试剂有限公司。 聚苯乙烯二乙烯基苯(SDB)，购买自南开大学化工厂，是一种球状、非极性大孔吸附树脂，该树脂是交联聚合物，具有较大的比表面积和适宜的孔径，并且能够大量生产。 本文所涉及的所有气体均产自北京华通精科气体化工有限公司。 2.2. 主要仪器 超声波清洗器，型号KQ-50E，产自昆山市超声仪器有限公司。 电热真空干燥箱，型号ZK-3 BS，产自天津市中环实验电炉有限公司。 开启式真空/气氛管式电炉，型号SK-G12123K-5-900，产自天津市中环实验电炉有限公司。 2.3. Pt-SDB制备方法 Pt-SDB催化剂采用浸渍法制备，参照文献确定具体制备流程如下： 1) 载体预处理SDB (聚苯乙烯二乙烯基苯)载体用无水乙醇淋洗至流出液澄清，然后放置于110℃空气中干燥6 h，脱除上面吸附的有机溶剂等杂质，然后冷却至室温备用。 2) 超声浸渍配置4 g/L氯铂酸的无水乙醇溶液作为前驱体，称取15.07 g SDB载体，按照铂的质量分数为0.5%量取50 mL溶液倒入载体中，为使溶液浸入载体孔内，在超声仪中浸渍搅拌5 min。 3) 静置由于载体的孔径为纳米级而且溶液具有一定的粘度，渗透阻力较大，需要静置2天使得氯化铂微粒在载体的孔内渗入得更全面。 4) 干燥浸渍后，通常要进行干燥以出去载体吸附的无水乙醇溶剂。把浸渍好的载体放置于95℃烘箱内进行干燥3小时，蒸干其吸附的无水乙醇溶剂，同时溶质氯铂酸在加热过程中也转化为稳定的状态。 5) 还原干燥后的产品装入不锈钢网制成的口袋中，放置于管式电炉中，先通15 min高纯氮气赶走管中的空气，然后继续通氮气并开始升温，升到160℃后通入高纯氢气。还原12小时后停止加热，在高纯氮气的保护下降温并冷却至室温，最终制得Pt-SDB疏水催化剂。