電脫鹽廢水穩(wěn)定性分析及破乳技術(shù)

張華，劉光全，張曉飛，羅臻

（1 中國(guó)石油集團(tuán)安全環(huán)保技術(shù)研究院有限公司，北京 102206；2 石油石化污染物控制與處理國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 102206）

國(guó)內(nèi)煉廠為維持生產(chǎn)規(guī)模與競(jìng)爭(zhēng)力，傾向于進(jìn)口價(jià)格較低的劣質(zhì)重油，但這類原油的特殊性質(zhì)增加了石油煉制的難度。通常，劣質(zhì)化、重質(zhì)化原油黏度高（API 重度偏低），含有的可過(guò)濾性固體多，瀝青質(zhì)含量高，乳化嚴(yán)重。電脫鹽是石油煉制的首道工序，在注水、電場(chǎng)、高溫等條件下實(shí)現(xiàn)原油中鹽等雜質(zhì)的脫除。原油乳化嚴(yán)重導(dǎo)致電脫鹽罐中油水分離效果差、脫鹽效率低。部分企業(yè)為保證脫鹽后原油的品質(zhì)，往往將脫鹽罐中的乳化層大量排入廢水。電脫鹽廢水通常與其他廢水混合進(jìn)行集中處理，常規(guī)工藝流程包括隔油、氣浮、生化處理、過(guò)濾等。電脫鹽廢水中的膠質(zhì)、瀝青質(zhì)及環(huán)烷酸進(jìn)入生化系統(tǒng)，難以被生物降解，且生物毒性強(qiáng)，往往導(dǎo)致生化系統(tǒng)崩潰，生化池還會(huì)產(chǎn)生嚴(yán)重的泡沫問(wèn)題。劣質(zhì)原油中的細(xì)小顆粒物進(jìn)入廢水，總懸浮物濃度升高，易在管道和處理設(shè)施中沉積，導(dǎo)致廢水處理量降低，停留時(shí)間縮短。此外，劣質(zhì)原油開(kāi)采時(shí)，為降低HS的影響而添加胺類物質(zhì)，這類物質(zhì)隨之進(jìn)入原油，在電脫鹽罐油水分離過(guò)程中又有部分進(jìn)入水相，排入廢水處理系統(tǒng)，加大了處理系統(tǒng)COD 與氮的污染負(fù)荷。因此，為降低電脫鹽廢水特別是反沖洗廢水對(duì)后續(xù)污水處理系統(tǒng)造成的沖擊，必須對(duì)電脫鹽廢水進(jìn)行分質(zhì)預(yù)處理。

電脫鹽廢水中含有多類表面活性劑或復(fù)合表面活性劑，乳化體系非常穩(wěn)定，常規(guī)工藝難以發(fā)揮作用?；瘜W(xué)藥劑除油方法操作簡(jiǎn)單，但藥劑成本偏高，如某石化電脫鹽廢水化學(xué)破乳預(yù)系統(tǒng)平均每噸水藥劑成本約10 元，而且藥劑殘存于出水或沉淀污泥中，具有二次污染隱患；熱處理、離心、膜技術(shù)等不投加藥劑，但在實(shí)際運(yùn)行中，熱處理、離心等技術(shù)能耗高，膜或吸附技術(shù)也存在膜與吸附材料的污染問(wèn)題。Sarfaraz 等利用納米級(jí)聚丙烯腈膜結(jié)合聚合氯化鋁（PAC）混凝搭建了納米聚丙烯腈-聚合氯化鋁（NPM-PAC）系統(tǒng)處理電脫鹽廢水，通過(guò)工藝組合降低膜污染，但系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行仍面臨挑戰(zhàn)。生物處理技術(shù)相對(duì)化學(xué)法藥劑成本低，常用以處理工業(yè)廢水，但也受制于工業(yè)廢水中難以生物降解且生物毒性大的有機(jī)物。Azimian 等研究了.酵母菌對(duì)含酚模擬廢水和實(shí)際電脫鹽廢水的處理效果，發(fā)現(xiàn)電脫鹽廢水COD 去除率可達(dá)69%～88%，但特種微生物的馴化與培養(yǎng)時(shí)間長(zhǎng)。為更加高效處理各類復(fù)雜的O/W 乳化廢液，近年來(lái)研究者也在尋求突破。

電場(chǎng)應(yīng)用于W/O 型乳化液的破乳處理已有上百年歷史。電場(chǎng)破乳時(shí)，分散相液滴發(fā)生極化，這些極化粒子間相互作用形成與電場(chǎng)平行的液滴鏈，隨之凝結(jié)成粒徑更大的液滴，最終沉降、分離。目前，針對(duì)O/W 乳化體系的電場(chǎng)破乳主要涉及“電絮凝”作用。近年來(lái)，電絮凝技術(shù)應(yīng)用于工業(yè)廢水的處理與凈化受到了越來(lái)越多的關(guān)注。電絮凝陽(yáng)極產(chǎn)生的金屬離子與陰極溶出的氫氧根結(jié)合，原位產(chǎn)生混凝劑，結(jié)合陰極析出的氫氣協(xié)同作用，通過(guò)混凝與氣浮去除污染物質(zhì)。與化學(xué)混凝相比，電絮凝過(guò)程產(chǎn)生的絮體粒徑和密度都較大，含水少，更穩(wěn)定，不僅整個(gè)過(guò)程污泥產(chǎn)生量少，由于絮體粒徑大，出水更易過(guò)濾。而且電絮凝兼有絮凝和氣浮作用，能克服電氣浮破乳效率低的不足，又避免化學(xué)藥劑的投加。電絮凝技術(shù)處理效率高，設(shè)備緊湊，運(yùn)行成本相對(duì)低，可實(shí)現(xiàn)自動(dòng)化控制。

雖然電絮凝技術(shù)已經(jīng)實(shí)現(xiàn)工程應(yīng)用，但受限于污染物濃度與性質(zhì)，該技術(shù)的應(yīng)用領(lǐng)域相對(duì)局限，實(shí)現(xiàn)電絮凝工藝的低成本、高效穩(wěn)定運(yùn)行還需要開(kāi)展深入研究。因此，本研究在典型煉化企業(yè)進(jìn)行電脫鹽廢水連續(xù)動(dòng)態(tài)跟蹤，剖析其污染物組成與來(lái)源，并開(kāi)展電絮凝小試實(shí)驗(yàn)研究，考察電絮凝處理電脫鹽廢水的效果與影響因素，提出以電絮凝技術(shù)為核心的電脫鹽廢水預(yù)處理工藝，為煉化企業(yè)電脫鹽廢水低成本源頭污染控制提供支撐。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

本研究對(duì)典型煉化企業(yè)電脫鹽廢水取樣分析，跟蹤其水質(zhì)，并開(kāi)展破乳技術(shù)研究。實(shí)驗(yàn)中所用的四氯乙烯、正己烷、二氯甲烷和氯仿為色譜純，無(wú)水乙醇為分析純。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

本研究選用管式反應(yīng)器，中間鋁電極棒和管式外殼分別接電源正負(fù)極，電極棒長(zhǎng)60cm，直徑2cm，電極棒與接電外殼間距2cm，反應(yīng)器有效容積為1.15L，采用脈沖電源，試驗(yàn)裝置流程與裝置實(shí)物如圖1所示。電脫鹽廢水由緩沖罐經(jīng)循環(huán)泵輸入至管式反應(yīng)器，循環(huán)泵的出水流速20～40mL/s，下進(jìn)上出，出水又進(jìn)入緩沖罐；采取間歇方式，有助于工藝條件研究。

圖1 內(nèi)循環(huán)管式反應(yīng)器流程及實(shí)物

本研究中，每組實(shí)驗(yàn)平行2次，檢測(cè)數(shù)據(jù)取平均值進(jìn)行分析。由于現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)所處理對(duì)象為實(shí)際廢水，數(shù)據(jù)偏差范圍±10%。

1.3 分析方法

1.3.1 基本水質(zhì)分析

采用紅外測(cè)油儀（北京華夏科創(chuàng)紅外測(cè)油儀OIL480）檢測(cè)石油類；廢水處理后靜置取下層樣品采用COD 測(cè)定儀（DR/2400 型，美國(guó)哈希公司）測(cè)定COD，0.45μm 醋酸纖維膜濾后測(cè)定溶解性COD；采用水質(zhì)多參數(shù)分析儀（美國(guó)哈希公司）測(cè)定pH和電導(dǎo)率；采用zeta電位儀（英國(guó)Malvern Zeta電位儀）測(cè)定電位；采用激光粒度儀（英國(guó)Malvern Zeta激光粒度儀）測(cè)定粒徑中值。

1.3.2 四組分分析

基于NB/SH/T 0509—2010方法，以正己烷從廢水中萃取石油組分，恒量，利用四組分分離系統(tǒng)通過(guò)不同的萃取液正己烷、二氯甲烷、無(wú)水乙醇和氯仿等分步分離出飽和烴、芳香烴、膠質(zhì)和瀝青質(zhì)。

1.3.3 傅里葉紅外光譜（FTIR）分析

將四組分分離出的瀝青質(zhì)烘干至恒重，采用KBr 壓片法，利用Thermo Nicolet iS10 FTIR 光譜儀（美國(guó)賽默飛世爾科技公司）測(cè)定FTIR光譜。

2 結(jié)果與討論

2.1 電脫鹽廢水產(chǎn)排特點(diǎn)

電脫鹽裝置排放的廢水可分為兩類，分別為裝置正常運(yùn)行時(shí)和電脫鹽罐反沖洗時(shí)排放的含油污水。該企業(yè)煉油規(guī)模1000 萬(wàn)噸/年，電脫鹽正常排水約60t/h，反沖洗廢水可達(dá)80t/h，均經(jīng)管線輸送至污水處理廠進(jìn)行隔油-氣浮處理。相較于正常排水，反沖洗廢水的組成更加復(fù)雜。在某煉化企業(yè)電脫鹽反沖洗時(shí)對(duì)工藝廢水進(jìn)行了連續(xù)取樣分析，廢水中石油類與COD的波動(dòng)情況如圖2所示。按照工藝設(shè)計(jì)，電脫鹽正常排水的油含量應(yīng)低于200mg/L，但由圖2 可見(jiàn)，電脫鹽廢水中石油類通常高于400mg/L，最高時(shí)可達(dá)1700mg/L。由COD變化也可以看出，電脫鹽廢水污染負(fù)荷波動(dòng)大。雖然反沖洗廢水水量相對(duì)較小，但油含量高，混入正常排水管線后使得廢水污染負(fù)荷波動(dòng)大，易對(duì)污水處理系統(tǒng)產(chǎn)生沖擊負(fù)荷。

圖2 某企業(yè)電脫鹽廢水石油類與COD波動(dòng)情況

通常，煉廠接收的商品原油含水量控制在0.5%以下，置于原油儲(chǔ)罐沉降一段時(shí)間后，原油中的部分水會(huì)分離出來(lái)，沉降到罐的底部，稱為罐底水（切出水、脫出水），并定期切出。原油罐底水與上游采出水類似，均能代表原油中水污染物的組成和性質(zhì)。而電脫鹽廢水中的污染物主要來(lái)源于原油和電脫鹽注水，因此對(duì)比原油罐底水和電脫鹽注水可以在一定程度上分析電脫鹽廢水中的污染物來(lái)源。本研究對(duì)該企業(yè)原油罐底水、電脫鹽注水與電脫鹽廢水分別取樣進(jìn)行了pH、電導(dǎo)率、COD 與溶解性COD分析，其平均值如表1所示。

表1 原油罐底水、電脫鹽注水和電脫鹽廢水的pH、電導(dǎo)率、COD與溶解性COD

原油罐底水pH 較低，含鹽高，COD 和溶解性COD均低于500mg/L。罐底水污染負(fù)荷低，一方面表明原油在罐內(nèi)停留時(shí)間短，未達(dá)到較好的預(yù)沉降效果；另一方面，其中的COD 基本為水溶性有機(jī)物，則說(shuō)明原油中的乳化物、懸浮類有機(jī)物等未從原油中分離出來(lái)，而是進(jìn)入電脫鹽工藝，進(jìn)而進(jìn)入電脫鹽廢水。這也是電脫鹽廢水污染負(fù)荷高的主要原因。

電脫鹽注水pH 偏堿性，含鹽量低，COD 與溶解性COD 基本一致，也表明其中的有機(jī)物基本為水溶性。而電脫鹽廢水pH 低于電脫鹽注水，表明部分水溶性酸由油相轉(zhuǎn)移至水相，這也與罐底水pH較低一致。此外，電脫鹽廢水的COD 顯著高于罐底水和注水，但溶解性COD 較注水低，可以推測(cè)注水中的部分有機(jī)物，如酚等在電脫鹽條件下轉(zhuǎn)移至油相，而原油中的懸浮物、乳化物等則進(jìn)入廢水排出。

2.2 電脫鹽廢水穩(wěn)定性

2.2.1 膠質(zhì)與瀝青質(zhì)

電脫鹽廢水不同于常規(guī)含油廢水，其主要組成是電脫鹽過(guò)程中產(chǎn)生的乳化層，其中的總?cè)芙夤腆w（TDS）通常不高于2000mg/L，非高鹽體系，但膠質(zhì)、瀝青質(zhì)等表面活性劑含量高，加上存在高濃度的超細(xì)顆粒物（＜10μm），水包油乳化程度高。對(duì)該企業(yè)的電脫鹽正常排水與反沖洗廢水進(jìn)行了四組分分析，并對(duì)分離出的瀝青質(zhì)進(jìn)行FTIR 分析，如圖3所示。反沖洗廢水污染負(fù)荷較高，膠質(zhì)、瀝青質(zhì)重質(zhì)組分占總油的比例為28%，高于正常排水（21%），其中的瀝青質(zhì)組成也有所差異，主要體現(xiàn)在反沖洗廢水中含有大量的罐底泥組分，雜環(huán)原子物質(zhì)（約1440cm）含量相對(duì)更高。瀝青質(zhì)是較低分子量的芳香性-環(huán)烷性的碳水化合物縮合和脫氫而形成的，其有機(jī)結(jié)構(gòu)主要呈現(xiàn)芳香性，氫含量相對(duì)較低，并含有O、S以及更低比例的N。瀝青質(zhì)在原油的油相中以懸浮膠粒存在，這些瀝青質(zhì)膠粒與膠質(zhì)在原油體系中起膠溶劑作用，增強(qiáng)了原油體系的穩(wěn)定性，若是轉(zhuǎn)移至水相，又形成了穩(wěn)定的O/W型乳化體系。

圖3 電脫鹽正常排水與反沖洗廢水四組分分析(a)與瀝青質(zhì)FTIR譜圖(b)

2.2.2 自發(fā)破乳趨勢(shì)

電脫鹽廢水屬于乳化廢液體系，為了分析其自發(fā)破乳特性，將該企業(yè)的電脫鹽廢水在室溫下放置兩周，發(fā)現(xiàn)廢液出現(xiàn)明顯分層，上層浮渣量較多。對(duì)比放置前后的水質(zhì)變化，如表2 所示?？梢?jiàn)，水相COD 由2140mg/L 降為1277mg/L，降至原水的60%；粒徑中值由18μm降至14μm。此外，pH有所升高，可以推測(cè)放置過(guò)程中部分酸性物質(zhì)隨懸浮浮渣分離除去。顆粒物含量減少，粒徑中值降低，電位絕對(duì)值顯著升高，電脫鹽廢水的穩(wěn)定性相應(yīng)增強(qiáng)。

表2 電脫鹽廢水放置兩周前后性質(zhì)變化

電脫鹽廢水具有一定的自發(fā)破乳性，但時(shí)間較長(zhǎng)，且留存的乳化體系穩(wěn)定性增強(qiáng)，因此僅依靠自發(fā)破乳并不能真正解決電脫鹽廢水的破乳問(wèn)題。

2.2.3 曝氣脫穩(wěn)

曝氣是常用的廢水均質(zhì)調(diào)節(jié)措施。本研究考察了曝氣對(duì)電脫鹽廢水COD 和溶解性COD 的影響。所取電脫鹽廢水pH 為8.05，COD 和溶解性COD 分別為2247mg/L 和258mg/L，不同曝氣時(shí)間對(duì)COD和溶解性COD的影響如圖4所示。曝氣時(shí)，電脫鹽廢水中的含油懸浮物等與廢水分離，上浮形成浮渣，COD 及溶解性COD 都呈降低趨勢(shì)，特別是在曝氣處理30min后COD降至原水的26.2%。

圖4 曝氣預(yù)處理對(duì)電脫鹽廢水COD與溶解性COD的影響

由以上分析可知，電脫鹽廢水自發(fā)破乳時(shí)間長(zhǎng)，曝氣均質(zhì)處理可大幅降低后續(xù)處理負(fù)荷。但曝氣30min 后，總COD 仍遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于溶解性COD，表明乳化物的含量仍較高，需要進(jìn)行強(qiáng)制破乳處理。

2.3 電化學(xué)強(qiáng)化破乳

電脫鹽廢水經(jīng)曝氣預(yù)處理后，利用管式鋁電極反應(yīng)器進(jìn)一步破乳分離。所取電脫鹽廢水原水COD 約3695mg/L，溶解性COD 為208.5mg/L，電導(dǎo)率約627μS/cm。當(dāng)電脫鹽廢水曝氣30min除去上層浮渣后，COD 降至778mg/L，只占原水的21.0%；溶解性COD 為200.5mg/L，占原水溶解性COD 的96.2%?？疾觳煌娏鳎?.5A、1.0A 和1.5A）和反應(yīng)時(shí)間（0～15min）時(shí)，電脫鹽廢水COD、溶解性COD及pH、電導(dǎo)率的變化。

2.3.1 處理效率

圖5為不同電流條件下，電脫鹽廢水COD與溶解性COD 隨反應(yīng)時(shí)間去除率的變化情況。可見(jiàn)，COD及溶解性COD濃度隨反應(yīng)時(shí)間增加不斷降低，15min 時(shí)COD 和溶解性COD 的平均去除率分別達(dá)到80%和50%，出水中溶解性COD 占總COD 的比例由原水的29%提高至70%。此外，溶解性COD的去除率低于總COD，表明仍有部分溶解性有機(jī)物難以通過(guò)電場(chǎng)與混凝去除，但電絮凝過(guò)程中電場(chǎng)、混絮凝、氧化等多種作用利于電脫鹽廢水的處理，甚至優(yōu)于超濾工藝。王岑等曾利用金屬氧化物超濾膜處理電脫鹽廢水，COD 去除率約74%，仍有26%的有機(jī)物溶解性較高而殘留于超濾濾液中。

圖5 不同初始電流時(shí)電脫鹽廢水COD與溶解性COD隨反應(yīng)時(shí)間的去除率

從圖5 中還可以看出，較高電流在5min 內(nèi)的COD 去除效率明顯高于較低電流，隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，15min時(shí)COD的去除率差別不大，但此時(shí)較高電流仍表現(xiàn)出較高的溶解性COD 去除效率?？梢酝茢啵c初始電流相比，反應(yīng)時(shí)間對(duì)電脫鹽廢水總COD的處理影響更大。本文作者課題組在頁(yè)巖氣鉆井廢水電絮凝處理中發(fā)現(xiàn)，懸浮物等非溶性物質(zhì)的去除與反應(yīng)時(shí)間關(guān)系密切，而溶解性有機(jī)碳（TOC）的去除則受電流與反應(yīng)時(shí)間兩者影響，這與本文的發(fā)現(xiàn)類似。

電脫鹽廢水在電絮凝過(guò)程中pH 和電導(dǎo)率也發(fā)生了變化，如圖6 所示，pH 在一定范圍內(nèi)呈現(xiàn)升高趨勢(shì)，而電導(dǎo)率則逐漸降低。而且，與初始電流0.5A 相比，1.0A 和1.5A 時(shí)的變化更為明顯。研究表明，電絮凝過(guò)程中，陽(yáng)極產(chǎn)生金屬離子，陰極產(chǎn)生OH，金屬離子消耗OH形成氫氧化鋁或氫氧化鐵絮體，通過(guò)沉淀、吸附等作用去除懸浮顆粒與污染物。當(dāng)OH消耗量低于累積量時(shí)，會(huì)使得體系pH 升高，這與電流較高時(shí)處理效率通常較高一致。

圖6 不同初始電流時(shí)電脫鹽廢水pH與電導(dǎo)率隨反應(yīng)時(shí)間的變化趨勢(shì)

電流效率不僅與電流密度有關(guān)，還受體系中陰離子影響。電脫鹽廢水中鹽類物質(zhì)主要為氯化鈉，電絮凝作用時(shí)，廢水中的Cl產(chǎn)生氯氣，濃度降低，從而使得電導(dǎo)率隨之降低，而且產(chǎn)生的氯氣起到氧化降解污染物的作用。這種作用也使得電脫鹽廢水中溶解性COD被降解去除。

2.3.2 動(dòng)力學(xué)模擬

電絮凝反應(yīng)過(guò)程中，廢水COD 與溶解性COD的變化遵循以下動(dòng)力學(xué)方程，見(jiàn)式(1)。

式中，為一級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)，min；為二級(jí)速率常數(shù)，L/(mg·min)；為準(zhǔn)一級(jí)速率常數(shù)，min；為COD或溶解性COD的平衡濃度。

不同電流（0.5A、1.0A和1.5A）時(shí)，電脫鹽廢水COD 與溶解性COD 的動(dòng)力學(xué)模擬分析如表3 所示。可見(jiàn)，從相關(guān)系數(shù)（）來(lái)看，COD與溶解性COD 的去除更符合準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型（≥0.97），其模擬曲線如圖7所示。

圖7 不同初始電流時(shí)COD與溶解性COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化趨勢(shì)及準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模擬

由表3 可見(jiàn)，在3 種不同的初始電流條件下，并非電流越高，反應(yīng)速率常數(shù)越大。其中，1.0A時(shí)COD 去除的動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)最高，而溶解性COD 則在初始電流0.5A 時(shí)的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)最高。曾有研究報(bào)道指出，電流密度較低時(shí)，難以達(dá)到有效的處理效果，提高電流密度，污染物去除率隨之增加，但在高電流密度時(shí)，由于陽(yáng)極形成氫氧化鋁/鐵膠體膜使得污染物的去除速率降低，而過(guò)高的電流密度導(dǎo)致電流效率降低顯著。

表3 電絮凝過(guò)程中COD與溶解性COD的動(dòng)力學(xué)模擬結(jié)果分析

2.3.3 經(jīng)濟(jì)性

電絮凝過(guò)程的運(yùn)行成本主要包括電極材料、電耗、人工、設(shè)備維護(hù)、污泥處理等費(fèi)用，其中電耗（）和電極材料損耗（）是最大的成本費(fèi)用，如式(5)、式(6)所示。

式中，為用電價(jià)格，約0.7CNY/kW·h；為電壓，V；為電流，A；為電化學(xué)反應(yīng)時(shí)間，s；為廢水體積，m；為鋁材價(jià)格，約12CNY/kg；為Al 的摩爾質(zhì)量，27g/mol；為電荷數(shù)，=3；為法拉第常數(shù)，96487C/mol。

在2.3.1 節(jié)實(shí)驗(yàn)中，2.0L 電脫鹽廢水在電流1.0A、電壓3.0V時(shí)，經(jīng)電絮凝處理15min，其COD和溶解性COD的平均去除率分別達(dá)到80%和50%。此時(shí)，約為0.27CNY/m廢水，約0.54CNY/m廢水，直接運(yùn)行成本約0.92CNY/m廢水。若在放大試驗(yàn)或者工程應(yīng)用中，運(yùn)行成本將明顯低于小試實(shí)驗(yàn)結(jié)果。

同時(shí)，利用聚合氯化鋁（30%PAC，約2000CNY/t）進(jìn)行對(duì)比實(shí)驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)，增加PAC投加量至500mg/L時(shí)，電脫鹽廢水COD 去除率可達(dá)到80%，此時(shí)藥劑成本約1.5CNY/m廢水，而且PAC混凝產(chǎn)生的污泥量也明顯高于電絮凝。

3 結(jié)論

（1）電脫鹽反沖洗廢水有機(jī)負(fù)荷高，其中石油類濃度高達(dá)1700mg/L，非溶性有機(jī)物占有機(jī)物含量的80%左右，且水質(zhì)波動(dòng)大。對(duì)比電脫鹽廢水與注水、原油罐底水的水質(zhì)，發(fā)現(xiàn)非溶性有機(jī)物與懸浮物、鹽類等物質(zhì)基本來(lái)源于原油，而電脫鹽廢水與注水的溶解性有機(jī)物具有同源性，濃度750～850mg/L。

（2）電脫鹽反沖洗廢水中膠質(zhì)、瀝青質(zhì)重質(zhì)組分約占總油比例的28%，雜環(huán)原子物質(zhì)含量高，乳化體系穩(wěn)定。長(zhǎng)期放置與曝氣等作用可導(dǎo)致破乳，特別是曝氣處理30min 后COD 降至原水的26.2%，但溶解性有機(jī)物難以被去除。

（3）電絮凝技術(shù)可在15min內(nèi)破壞電脫鹽廢水的穩(wěn)定狀態(tài)，COD 和溶解性COD 平均去除率分別達(dá)到80%和50%，出水中溶解性COD 占總COD 的比例由原水的29%提高至70%。溶解性有機(jī)物去除率的提高也源于電絮凝過(guò)程中氧化劑的生成。

（4）電絮凝過(guò)程中，電脫鹽廢水COD 和溶解性COD 的去除更符合準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。在最佳實(shí)驗(yàn)條件下，電脫鹽廢水電絮凝處理的直接運(yùn)行成本約0.92CNY/m廢水，低于混凝藥劑成本（約1.5CNY/m廢水），若在放大試驗(yàn)或者工程應(yīng)用中，運(yùn)行成本將更低。