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脱臼急救处理范文1
关键词：脱硫 废水 FGD
1. 脱硫废水的特点
脱硫废水中的杂质主要来自烟气、脱硫剂（目前湿法脱硫的脱硫剂大多用石灰石）和工艺水。其中，污染成分主要来自烟气，而烟气中的杂质又来源于煤的燃烧。煤中含有包括重金属在内的多种元素，这些元素在燃烧后生成多种化合物，其中气体化合物会随烟气进入脱硫系统，溶解于吸收浆液中。表1为某火电厂脱硫废水中主要杂质及其含量情况。脱硫废水的水质特点如下：
（1）脱硫废水呈弱酸性，PH值一般为4～6，明显低于GB8978-1D996《污水综合排放标准》中PH值为6～9的排放标准。
（2）悬浮物含量高，实验证明，脱硫废水中的悬浮物主要是石膏颗粒、二氧化硅，以及铁、铝的氢氧化物。
（3）脱硫废水中的阳离子为钙、镁等离子，含量极高，铁、铝含量较高，其它重金属离子含量不高，但大多数都超过了GB8978-1D996《污水综合排放标准》中规定的排放指标。
（4）脱硫废水中的阴离子主要有Cl-、SO42-、SO32-、F-等。
（5）化学好氧量与通常的废水不同，在脱硫废水中，形成化学耗氧量的主要因素不是有机物，而是还原态的无机物连二硫酸盐。
2. 化学法处理FGD废水的研究
脱硫废水的处理，目前主要集中在中和废水的PH值，降低第一类污染物和一些重金属离子的浓度，使之达标排放。为此，国内外电厂均主要以化学处理为主，脱硫废水处理系统主要分为废水处理系统和污泥处理系统，其中废水处理系统又分为中和、沉降、絮凝、浓缩澄清几个工序。
（1）中和：废水处理的第一道工序就是中和，即在脱硫废水进入中和箱的同时加入一定量的5%的石灰乳溶液，将废水的PH值提高至9.0以上，使大多数重金属离子在碱性环境中生成难溶的氢氧化物沉淀。
（2）沉降：脱硫废水中加入石灰乳后，当PH为9.0～9.5时，大多数重金属离子均形成了难溶的氢氧化物；同时，石灰乳中的Ca2+还能与废水中的部分F-反应，生成难溶的CaF2，达到除氟的作用；经中和处理后的废水中Cd2+、Hg2+含量仍然超标，所以在沉降箱中加入有机硫化物（TMT15），使其与残余的离子态的Cd2+、Hg2+反应形成难溶的硫化物沉积下来。
（3）絮凝：脱硫废水中的悬浮物含量较大，设计值为6000～12000mg/L，其中主要含有石膏颗粒、SiO2、Al和Fe的氢氧化物。采用絮凝方法使胶体颗粒和悬浮物颗粒发生凝聚和聚集，从液相中分离出来，是一种降低悬浮物的有效方法。所以在絮凝箱中加入絮凝剂FeClSO4，使废水中的细小颗粒凝聚成大颗粒而沉积下来。在澄清池入口中心管处加入阴离子混凝剂PAM来进一步强化颗粒的长大过程，使细小的絮凝物慢慢变成粗大结实、更易沉积的絮凝体。
（4）浓缩澄清：絮凝后的废水从反应池溢流进入装有搅拌器的澄清池中，絮凝物沉积在底部浓缩成污泥，上部则为处理出水。大部分污泥经污泥泵排到板框式压滤机，小部分污泥作为接触污泥返回中和反应箱，提供沉淀所需的晶核。上部出水溢流到出水箱，出水箱设置了监测出水PH和浊度的在线监测仪表，如果PH和浊度达到排水设计标准，则通过出水泵外排，否则将加酸调节PH或将其送回中和箱继续处理，直到合格为止。
该法处理后的脱硫废水，出水水质能达到国家环保总局制定的《污水综合排放标准》，且该法运行稳定，操作较简单，已经在我国的脱硫废水处理中得到应用，但该法抗冲击负荷能力比较差，水质变化波动大时，处理效果变差；且会产生大量的污泥，这些污泥的处理费用也比较高，如不处理，又将带来二次污染等问题[3]。
3. 化学-微滤法处理FGD废水的研究
废水在进入原水池后，由提升水泵提升至反应器，到达高水位时结束进水，投药泵与提升水泵同步启动，加入配比好的碱和硫化物，使混合液的PH和硫化物含量达到要求的值，药剂投加在进水结束前完成。此时反应器内发生相应的中和、硫化物沉淀反应，过一段时间后开始出水，出水采用间隙的方式，当到达低水位时停止出水，这时提升水泵与加药泵启动，开始下一个周期。装置的运行由可编程序控制器（PLC）控制。
该工艺采用连续曝气，其主要作用是代替化学法中的搅拌作用，维持反应溶液的扰动，为化学物质与重金属离子提供充分的接触机会，同时形成气—液两相流，缓解膜附近的浓差极化，去除膜表面附着的泥饼层，减小膜污染。曝气量是根据气水比来确定[4]。该工艺对废水中的每一种金属都能很好的去除，效果明显比化学法要好。尤其对浊度的去除，处理后的指标达到国家饮用水标准。同时在改变进水的重金属浓度条件下，处理效果仍然很好，说明系统的抗冲击能力比较强。
4. 化学法与化学沉淀—微滤法处理FGD废水比较分析
（1）去除效果的比较：化学—微滤工艺明显优越于化学法工艺。
（2）经济评价：化学—微滤工艺是在化学工艺的基础上发展起来的，用微滤膜过滤代替化学法中的混凝沉淀，以达到去除沉淀颗粒的目的，因此实际运行时前者可以省去混凝剂的费用，但增加了微滤膜的费用；化学—微滤一体化工艺只需一个反应器，比化学法节省两个反应器的费用；在实际运行时前者的能耗比后者的大。总体来说使用化学—微滤工艺的费用比化学法工艺更高。
（3）便捷程度：化学—微滤工艺占地小，自控程度强，易于操作，但运行过程中会造成膜的污染，需定期清洗。
5.结论
随着我国火电建设力度的加大和环保要求的提高，火力发电厂烟气排放中二氧化硫的整治工作也将更加深入，湿法脱硫工艺将在火力发电厂中广泛采用，因此脱硫废水处理系统也将在火力发电厂中大量使用。但是现阶段脱硫废水处理在国内还处在试验摸索阶段，在脱硫废水处理的研究、设计和生产等方面与国外相比，还存在很多不足，希望本文有借鉴意义。
参考文献
[1] 马新灵，邓德兵，向军等.燃煤电厂烟气脱硫研究进展[J].华中电力，2002，15（6）：69-72.
[2]许涛，张岗，高翔.大型燃煤发电厂锅炉烟气脱硫技术[J].湖北电力，2003，27（1）：23-25.
[3]Lefers， J.B.Broeke， W.F.van den， Venderbosch， H.W.Niet， J.de and A. Kettelarij Heavy Metal Removal from Waster Water from Wet Lime（stone）-Gypsum Flue Gas Desulfurization Plants. Water Research，1987 21（11）：1345～1354.
脱臼急救处理范文2
关键词：A/A/O脱氮除磷内回流比污泥龄
中图分类号：C35文献标识码： A
污水处理是我国环保行业从业人员长期面临的一项艰巨的难题,氮和磷是生物的重要营养源。随着人口的持续增长和人们生活水平的不断提高，生活污水人均排放量持续增加，加之洗涤剂的普遍使用，以及二级生化处理城市污水出水中氮磷含量较高，排入水体后使受纳水体中氮、磷含量增加，蓝、绿藻大量繁殖，加速水体的富营养化进程，水质恶化，严重影响水生生物和人体健康。因此，解决氮磷污染问题对解决我国水环境污染问题具有重大意义。
1污水脱氮除磷机理
1.1污水脱氮除磷的必要条件。要提供脱氮除磷反应过程所必须的足够的碳源;要提供脱氮除磷反应过程所必须的反应容积;要提供脱氮除磷反应过程所必须的缺氧、厌氧、好氧环境。
1.2除磷机理。在厌氧池，在没有溶解氧和硝态氧存在的厌氧条件下，兼性细菌将溶解性BOD通过发酵作用转化为低分子可生物降解的VFA，优势菌种聚磷菌构成了活性污泥絮体的主体，利用聚磷酸盐的水解以及细胞内糖的酵解产生的能量将吸收的VFA运送到细胞内同化成细胞内碳能源储存物PHB，同时释放出磷酸盐。在好氧池中，聚磷菌所吸收的有机物被氧化分解，提供能量的同时从污水过量摄取磷，磷以聚合磷酸盐的形式储藏在菌体内而形成高磷污泥，通过排出剩余污泥统而除磷。
1.3生物脱氮机理。生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制。首先，将污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气溢出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、pH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。
1.4生物除磷机理。污水中磷的存在形态取决于废水的类型，最常见的是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷。在常规污水处理中，有机物的生物降解伴随着微生物菌体的合成，磷作为生物的生长元素也成为生物污泥的组分，从水中去除。目前污水生物除磷的机理比较一致的看法是：聚磷菌独特的代谢活动完成了磷从液态（污水）到固态（污泥）的转化。普通活性污泥中磷含量为1.5%～2.0%（P/VSS），而聚磷菌能将污泥中的磷含量提高到5%～7%，因而生物除磷要求创造适合聚磷菌生长的环境，从而使聚磷菌群体增殖。在工艺上通过在好氧段前设置厌氧段使聚磷菌获得选择性增长。
2影响脱氮除磷效果的因素
2.1 管网建设不配套，先天碳源不足。影响实际处理效率的重要原因是连接污水处理厂的配套管网建设严重滞后。众多城市污水处理规划设计普遍存在“重厂轻网”现象。处理厂设计规模偏大，管网却不配套，直接导致实际来水量严重不足。且大部分城市的配套管网建设都为雨污合流，致使污水处理厂进水浓度偏低，远达不到欧美国家的碳源浓度，降低了运行负荷率，进水碳源不足导致氮磷去除效果不理想，未能达到良好的减排效果。
2.2 设备设施达不到要求。我国部分污水处理厂硝化功能低，自动控制水平较差，加之运行技术人员缺乏经验，硝化效果的有无很大程度上依赖于自然界春夏秋冬的自然更替，部分污水处理厂提高硝化的效果仅仅是简单地减少排泥或者增加曝气量，远远没有达到优化运行的效果。这样的运行现状不仅使硝化效果无法得到稳定的保证，而且会造成极大的能源浪费。
2.3 进水水质及气候条件影响。大部分城市由于进水水质不稳定，平均进水浓度处于中等浓度水平，但日平均值变动大，化学需氧量和生化需氧量比值（B/C）偏低，进水悬浮物浓度的波动最为明显，严重影响了污水处理厂脱氮除磷的处理效果，达到一级标准A标准有一定的难度。然而，温度对除磷效果的影响虽不如对生物脱氮过程的影响那么明显，因为在高温、中温、低温条件下，有不同的菌群都具有生物脱磷的能力，但低温情况下硝化菌增殖速率会大大降低，导致出水氨氮升高。
3脱氮除磷改造工艺
3.1 提高混合液活性污泥浓度。倒置A／A／O工艺是将传统A2／O 工艺厌氧区和缺氧区对调, 即缺氧区、厌氧区、好氧区, 并取消了污泥内回流, 将外回流比控制在100%～ 200%。更重要的是克服了外回流带进的硝酸盐氮对厌氧释放磷的影响。同步A／A／O工艺是将曝气池溶解氧控制在较低水平, 提高活性污泥颗粒的缺氧、厌氧微环境比例, 从而促进曝气池中硝化、反硝化和放磷、吸磷同步发生。连续进出水间歇曝气工艺(即时序A／A／O) 是在单一反应器内连续进出水, 间歇曝气, 在时间序列上创造好氧、缺氧及厌氧环境新工艺。
3.2化学强化处理。物化法脱氮工艺主要有折点加氯, 选择性离子交换, 空气吹脱法等, 近20 年城市污水脱氮基本不用物化法。近年来经过投加铁盐、铝盐等混凝剂和有机高分子助凝剂能使一级处理系统得到强化, 能进一步去除污水中的有机物、总磷、SS, 但对氮去除不明显。该法对水温水质变化适应性强, 适合大流量、低浓度的合流污水。但是操作管理麻烦, 运行费用昂贵, 产生较多的化学污泥。
3.3氧化沟工艺。氧化沟是利用循环式混合曝气沟渠来处理污水。一般不设初沉池，采用延时曝气，连续进出水，结构形式为封闭式环形沟渠。污水在氧化沟曝气池的推动下作平流运动形成混合液生物絮凝体除磷脱氮，产生的污泥在曝气的同时得到稳定，无需设置污泥消化池。该工艺具有能耗少、占地面积小、耐冲击负荷、高效脱氮的特点。常用的氧化沟工艺类型有Carrousel 氧化沟、Orbal 氧化沟、一体化氧化沟、交替工作式氧化沟及其改良工艺。
3.4A2/O工艺。A2/O工艺系统中同时具有厌氧区、缺氧区、好氧区，可同时做到脱氮除磷和有机物的降解。污水和二沉池回流的活性污泥经格栅拦截悬浮物后进入厌氧反应区，池中兼性厌氧发酵菌在厌氧条件下将污水中可生化降解的大分子有机物转化为小分子的中间发酵产物，聚磷菌将贮存在体内的聚磷酸分解并释放出能量供专性好氧聚磷菌，剩余的部分能量供聚磷菌从环境中吸收VFA等易降解有机质，并以PHB的形式在体内贮存，出水进入缺氧池，反硝化菌利用来自好氧池回流液中NOx-N 及污水中有机质进行反硝化脱氮；聚磷菌在好氧池超量摄取水中的溶解态磷，最终通过排放高磷污泥除磷。
4结束语
生活尤其是工业污水却一直困扰着人们，而且也给人们的生活及工作带来了很大的不方便，因此无论是出于自身经济效益的考虑，还是出于对人们生活负责人的角度，都应该提高污水处理的效果，尽可能多的将污水进行有效的处理，相信通过该技术的实际应用，污水厂的污水处理问题会得到很好的解决。
参考文献：
[1]龚廷耀.混合化工废水处理的工艺试验研究[J].给水排水,2010.
[2]魏庆.曝气生物滤池的研究发展动态环境工程[J].环境工程,2011.
脱臼急救处理范文3
关键词：电吸附 电极 脱盐 中水回用
1 原理
1.1 电吸附原理
电吸附技术（ElectroSorb Technology，简称EST），又称电容性除盐技术，是20世纪90年代末开始兴起的一项新兴水处理技术。
基本原理[1]是基于电化学中的双电层理论，利用带电电极表面的电化学特性来实现水中带电粒子的去除、有机污染物的分离等目的。原水从一端进入正负极组成的空间，从另一端流出。原水在正、负极之间流动时受到电场的作用，水中带电粒子分别向带相反电荷的电极迁移，被该电极吸附并储存在双电层内。随着电极吸附带电粒子的增多，带电粒子在电极表面富集浓缩，最终实现与水的分离，使水中的溶解盐类滞留在电极表面，获得净化/淡化的出水。
1.2 电吸附技术工艺流程
电吸附技术工艺流程主要分为三个步骤：工作流程，排污流程，再生流程，其典型的工作流程如图2所示。
工作流程：储存在原水池中的原水通过提升泵打入保安过滤器，大于5μm的残留固体悬浮物或沉淀物在此道工序被截流，水再被送入电吸附（EST）模块。水中溶解性的盐类被吸附，水质被净化。
排污过程：排污过程其本质和再生一样，是模块的一个反冲洗程序，但水源有区别，排污过程用的是中间水池的水，即再生之后的浓水，这是一个有效的节水过程，因为经过再生之后的浓水尚未达到饱和，所以用再生后产生的浓水再次冲洗模块，就节省了冲洗过程中的用水量，提高了产水率。
再生流程：就是模块的反冲洗过程，用原水冲洗经过短接静置的模块，使电极再生。反冲洗后的水被送入中间水池，进入中水池的水等待下一个周期排污用。
2 电吸附技术的影响因素
2.1 电极材料
2.1.1 石墨电极
石墨作为一种经典的电极材料，具有良好的机械性能及可加工性，在电吸附初级阶段得到了一定的发展。但随着新型碳材料的出现，石墨电极逐渐被取代。
2.1.2 活性炭电极
2.1.2.1 颗粒活性炭（GAC）
GAC已经成为一种重要的电极材料应用于电吸附的理论研究和实际生产中。活性炭是微晶碳的变型，晶体表面的碳原子与体相碳原子处于不同的电子能级状态。与石墨相比，活性炭具有更大的比表面积和吸附容量。而且，它的大规模生产使其成为一种方便易得相对廉价的电极材料。
2.1.2.2 活性炭纤维材料（ACF）
用ACF做电吸附剂的研究是近几年兴起的[2]。与GAC相比，ACF具有更大的比表面积和吸附容量，吸附质在ACF内的扩散阻力更小，ACF比GAC具有更大的外表面积，使更多的微孔可以直接与吸附质接触，吸附质也可以直接再暴露于纤维表面的孔上进行吸附和脱附，更有效地利用微孔，迅速达到吸附平衡，并且更易于被加工成为各种形状，如碳布、碳毯等。
2.1.2.3 炭气凝胶电极
炭气凝胶是一种新型的多孔材料[2]，在过去十年中得到了广泛的应用。炭气凝胶由美国劳伦斯国家实验室研制，它是由间苯二酚--甲醛聚合物凝胶裂解而制，可以根据需要制成不同的形状，如块状、珠状和薄膜纸状。炭气凝胶由许多纳米开孔（3-30nm）和中间孔（
2.2 电压
从理论上分析，电极上电压越高，双电层将越厚，出水离子浓度（以电导率的高低表示）也越低。但当电压过高时，则有可能导致电解反应的发生，增加能耗。所以极限电极电压应根据不同电极及不同处理溶液实验而定，因为不同离子浓度溶液导电能力不一样，因而发生电解电流，所对应的电压也就会不同，不可一概而论。
2.3 产水率与盐浓度
电吸附除盐效果与产水率有关。通常在大流量情况下，除盐效果比小流量差，这可能是因为在大流量情况下，离子到达电极被吸附的时间长于离子在吸附设备中停留时间所致。 说明在一定情况下，传质过程控制着除盐效果。因此，改善离子在溶液中的传质过程将是一个重要课题。然而，在一定的条件下，电极的吸附量是恒定的，它不随溶液流量的改变而改变，因此，在出水要求较高时，可采用小流量处理方式，相反在处理量大而出水要求相对较低时则采用较大流量，以节约设备及时间。
3 电吸附在污水深度处理领域应用
尽管电吸附深度处理技术的主要目的是为了脱除水中的盐度，但人们在应用过程中却发现，电吸附技术在去除水中COD浓度也有较好的效率[3]。推测COD去除的主要机理是：在电场作用下，原水中构成COD的盐类、胶体颗粒及其他带电污染物质在电极表面吸附富集浓缩，从而使产水COD浓度降低。应用实践证明，电吸附技术在除盐的同时可以去除部分COD，排放污水的COD浓度几乎不浓缩，可以达标排放，无二次污染，属于绿色环保工艺。
目前，爱思特净化设备有限公司是国内从事电吸附水处理技术的主要单位，也在一些企业建立相应的处理装置。表1、2为爱思特净水设备有限公司处理某些电厂循环冷却系统的排污水、钢厂综合废水、造纸废水、合成氨废水、钢厂冷轧废水、石化油废水的生化尾水的中试研究结果[1]。表1和2的结果表明，电吸附技术在脱盐的同时，其对COD的浓度也有很好的去除作用，去除效率对进水水质有一定的依赖作用。
4 发展方向
4.1 电极材料的突破
寻找新型的电极材料，兼顾化学稳定性和使用寿命等考虑，提高电吸附系统的抗污染性能和脱盐效率。
4.2 工艺结构的突破
优化工艺设计，调整内部模块的构成，使流态分布更均匀，减少水头损失，提高电吸附工程的可应用性。
4.3 适用水质的突破
针对多种代表性的水质，开发出更具工程应用型的电吸附模块和系统，为大规模应用做准备。
【参考文献】
[1] 韩 寒、陈新春、尚海利.电吸附技术的发展及应用[M].工业水处理，2010，30（2）：20-23
脱臼急救处理范文4
关键词：曝气吹脱；应急处理；三氯甲烷；挥发性有机物
中图分类号： TU991 文献标识码： A 文章编号：
水源突发污染事件频发给我国的供水安全带来了很大的威胁，其中很多是有机物污染，如2005年底的松花江硝基苯污染事件[1]、2009年2月的江苏盐城酚污染事件[2]。有机物污染一般可以采用粉末活性炭吸附应急处理技术去除[3]。但是，活性炭吸附一般用于去除非极性和弱极性有机物，对于极性强、小分子量的挥发性有机物（VOCs）去除效果不佳[4, 5]。
曝气吹脱去除挥发性有机物是利用物质在液相和气相之间的浓度差，将水中的污染物转移到气相中得以去除。目前曝气吹脱技术已经有效应用于含挥发性有机物的工业污水净化和地下水污染修复等领域[6-13]。此外，曝气吹脱技术还有效的应用于工业污水和垃圾渗滤液中NH4–N的去除[14-16]。美国环保署 (EPA) 将其作为去除水体挥发性有机物最佳可行技术 (BAT)[17]。
鉴于挥发性有机物，尤其是卤代烃类挥发性有机物的毒性大，发生事故的几率较大，危害严重，必须深入研究高效、经济、可行的应急处理技术，应对可能发生的挥发性有机物污染水源的事故，保障供水安全。本文以三氯甲烷为典型挥发性污染物，研究曝气吹脱系统对挥发性有机物的去除效果，并建立挥发性有机物的曝气吹脱方程。
1、实验装置与方法
试验采用曝气柱曝气吹脱。曝气柱内径50mm，总高度1500mm，吹脱由曝气柱底部的钛合金曝气头布气而实现。曝气头成圆柱形，外径22mm，有效高度20mm，布气微孔平均孔径5.0μm。试验气源为空气，空气经电磁式空气压缩机从曝气柱底部充入。
按照国家饮用水标准三氯甲烷限值的5倍浓度配置试验原水，测定不同曝气强度下的三氯甲烷吹脱去除效果。
2、曝气吹脱系统模型建立
2.1 吹脱原理
吹脱法的主要原理是将大量空气或者其他气体通入水体，增加水相和气相的接触面，利用挥发性有机物在水相和气相的浓度差异将其从水相转移至气相而去除。曝气是一个相际传质过程，主要根据双膜理论进行，在此过程中，液相中的挥发性卤代烃不断转移到气相中而得到去除。将曝气柱作为一个物理化学反应系统，分析系统中物质传递过程，如图1所示。
图1反应器传质过程示意图
在曝气柱底部，即曝气高度h=0处，水中污染物浓度最高，气泡中污染物为零，则在曝气柱底部，污染物的物质传质推动力最大。随着气泡在曝气柱中的向上运动，污染物浓度随着气泡和被污染水的接触时间的增加而增加，而被污染水中污染物浓度逐渐降低，当气泡上升到达某一高度时，水中污染物浓度与液相中污染物浓度达到平衡，将这一高度成为相平衡高度h*，当曝气柱中曝气水深超过相平衡高度h*时，出口处气体浓度达到饱和，因此，h>h*时，液体中污染物浓度和气体中污染物浓度不会发生变化。可将曝气柱中的液体状态分为两类：以相平衡高度h*为界，界面下方的曝气柱底部进行污染物的传质作用，即污染物从水相转移到气相主要是在这个区域内完成的；而界面上方的区域中，污染物的传质作用较弱，可认为达到亨利定律平衡。
2.2 反应器特性测试
（1）不同高度浓度分布
首先测定了液面水深为130cm时，曝气稳定时某一时刻距离底面高度为10cm、50cm、90cm、130cm处的三氯甲烷浓度，然后又测定了液面水深为60cm时，曝气稳定时某一时刻距离地面距离为5cm、10cm、15cm、20cm、25cm、30cm、40cm、50cm、60c m处的三氯甲烷浓度，结果如图2所示（C0为初始溶液浓度），由图2可知反应器内物质浓度为均匀分布，反应器可近似认为为完全混合式反应器。
图2 静态试验曝气柱不同高度的浓度
（2）不同曝气时间浓度分布
分别测定曝气时间为3min、5min和7min时，距离底面高度为10cm、50cm、90cm、130cm处的液体中三氯甲烷含量，得到液体在曝气柱中浓度分布（图3）。由图2.3可知，在不同的曝气时间时，当水深深度高于50cm时，曝气柱内的浓度近似均匀分布，相对误差不超过10%；在h
图3 静态试验不同曝气时间曝气柱不同高度的浓度
2.3 曝气吹脱系统静态模型
（1）曝气吹脱系统模型建立
由2.2中的实验数据验证可知，本实验中采用的曝气吹脱装置中液体的流态为全混流。故对本系统进行物质守恒分析，可将系统简化为图4所示的CSTR反应器。
图4曝气吹脱系统的静态试验CSTR简化模型
由物质守恒定律，有：
(1)
式中： Q气 —— 曝气量，L/h；
C气进 —— 进气中污染物浓度，μg/L；
C气出 —— 出口处气体中污染物浓度，μg/L；
V —— 系统中水的体积，L；
r —— 反应速率。
对于曝气吹脱静态反应Q水=0，假设环境空气中不存在污染物，则进气中污染物浓度 C气进=0；由于本反应器中不存在降解污染物的化学反应，故反应速率r=0。假设在该系统中，液面高度已经高于相平衡高度h*，则出口气体中所含的污染物的浓度与液体中污染物浓度达到亨利定律平衡，即C气出= C平衡。
根据上述假设，最后化简得到：
(2)
式中 q —— 气水比，q=Q气t/V水；
Q气 —— 曝气流量，L/min；
V水 —— 水的体积，L；
H ——无量纲单位亨利常数。
根据亨利常数就可以定量预测在一定温度和平衡状态下，挥发性物质在气液两相中的分布情况，因而亨利常数是有机污染物重要的环境参数之一。
若出口处气体浓度和液体中三氯甲烷浓度没有达到平衡，即
(3)
则对于出口气体中三氯甲烷浓度未达到平衡的系统，有
(4)
对于曝气吹脱系统，在整个曝气传质过程中涉及到从不平衡到平衡的过程，定义曝气吹脱系数G：
(5)
因此不论出口处气体浓度和液体中三氯甲烷浓度是否达到平衡，均可用下式表示：
(6)
并且可通过实验测定不同高度h的G测定，根据G测定的变化来判断相平衡水深h*。对于相平衡高度h*的验证见3.3。
（2）吹脱系数G的温度修正
对于曝气吹脱系统模型，温度是影响控制因素的重要参数。因此，需要在试验过程中记录水温，同时，将不同温度下得到的吹脱系数G统一修正到20℃时的吹脱系数，以利于比较不同条件下两个参数的大小。
根据吹脱系数G的定义可知，G只与亨利常数有关。亨利常数H主要与物质挥发特性、温度有关，而对于某种特定物质，系统亨利常数H只与物质温度有关，可表达如下[18]：
(7)
式中 B —— 温度常数，K；
A —— 常数，无量纲；
T —— 绝对温度，K；
H —— 物质T（K）温度时的亨利常数，无量纲。
3、结果与分析
由曝气吹脱模型可知，三氯甲烷的去除效果只与气水比和亨利系数有关，通过试验验证发现，实际情况与理论模型相符合。
3.1不同曝气强度三氯甲烷吹脱效果
试验中，在液面深度为130cm和90cm两种条件下，分别测定了曝气量37.5-100L/h之间一系列的吹脱试验，在试验过程中每隔一定时间取样测定水中剩余三氯甲烷浓度即得到三氯甲烷在曝气柱试验中的降低规律，通过对数据进行拟合，可以求得不同水深、不同曝气流量下三氯甲烷在曝气柱中的吹脱系数G。同时将拟合得出的G通过温度转换公式转化成吹脱系数一并列于表1：
表1不同曝气液面深度，不同曝气流量的三氯甲烷的吹脱系数G
从表1可以看出，将三氯甲烷作为研究对象，在某一个特定的水深条件下，吹脱系数G不随着曝气流量的变化而变化，因此在一定的曝气流量范围内，可以通过测定某一个曝气流量下的吹脱系数G来测定该深度情况下的吹脱系数G。同时由表1可知在曝气柱中，相同曝气流量条件下，在误差范围内，水深对曝气吹脱系统三氯甲烷静态试验中的吹脱系数G无影响，符合2.3模型建立的基本假设，即本实验设备系统出口处三氯甲烷的浓度与液体中三氯甲烷的浓度达到平衡，气体利用充分。
利用2.3节中式(7)可计算三氯甲烷在20℃时的理论吹脱系数。三氯甲烷的， [18]，计算得20℃时，三氯甲烷理论吹脱系数。当曝气系统液面高度为1300mm和900mm时，三氯甲烷吹脱系数多次测量平均值为0.129，与理论值的标准偏差为2.4%，误差很小，证明实验数据与理论推导相符。因此曝气吹脱系统的静态模型具有良好的预测性，可以用三氯甲烷的理论去除曲线预测三氯甲烷的去除。通过计算可得，当水温为20℃时，三氯甲烷水中浓度去除50%所对应的气水比约为5.5，去除80%所对应的气水比约为12.7，去除90%所对应的气水比约为18.0。
3.2 相平衡高度h*的测定
由2.3可知，在曝气吹脱系统中存在一个相平衡高度h*，这个高度在工程上有重要意义，当曝气深度小于h*时，气泡没有达到最大利用率；当曝气深度高于h*时，出水气泡已经达到饱和，利用率接近100%，因此再增加曝气深度对提高气泡的利用率已没有意义，而高风压将造成高能耗，引起曝气成本的增加，因此在工程上曝气深度只需略大于h*即可。通过2.3节的讨论，可通过对不同高度h时G的测定，根据G的变化来判断相平衡水深h*。
试验通过测定不同液面深度15cm、25cm、35cm、45cm、55cm水深，曝气流量分别为37.5L/h和50L/h时，综合系数G的变化规律。测试结果如表2所示。
表2不同曝气流量，不同水深时三氯甲烷的吹脱系数G
利用表2作图，得到不同曝气流量下吹脱系数随着曝气液面高度变化的变化曲线，如图5和图6所示。
图5曝气流量为50L/h时吹脱系数随曝气水深的变化
图6曝气流量为37.5L/h时吹脱系数随曝气水深的变化
通过对图5和图6的分析可知，当曝气液面高度较低时，吹脱系数随着曝气系统中液体深度的增加而增加，而当液面高度大于一定高度时，吹脱系数的变化基本稳定，在误差范围内可以认为其为1，即验证了当液面达到某一个高度时，水中气泡利用完全，气泡内含有的三氯甲烷浓度与液相达到平衡。
在工程应用中，通常情况下吹脱处理的水深远高于0.5m，所以在工程应用中，可以认为吹脱系数是一个常数，而可以利用吹脱系数进行计算，求得工程实际条件下的吹脱系数，可以在应急工程发生的第一时间做出反应。
4、结论
（1）三氯甲烷曝气吹脱系统静态模型符合方程C/C0=exp(-G·q)，其含义为，去除一定量的特定污染物所需的气水比q为定值，吹脱系数G与亨利定律常数H有关。
（2）针对三氯甲烷五倍限值浓度配水静态试验，试验结果与理论推导相符，去除率达到80%所需气水比约为13。
（3）鼓泡曝气方式的吹脱传质速度很快，三氯甲烷的相平衡高度h*≈0.3-0.5m，相际传质过程只在h< h*时发生；当h=h*时，三氯甲烷可以基本完成传质过程；当h>h*时，反应器出口处气泡中污染物浓度已经和被污染液体中污染物浓度达到平衡，再增加吹脱高度不能增加污染物的去除率，而高风压将造成高能耗，引起曝气成本的增加。
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脱臼急救处理范文5
关键词：污泥; 机械脱水; 前处理方法
中图分类号： U664.9+2文献标识码：A 文章编号：
引言：
我国城市污水处理厂和工业污水处理厂站中所用污泥机械脱水机的品种名目繁多, 大体有转鼓真空过滤机, 板框压滤机, 又分人工、半自动和自动板框压滤机多种, 辊压转鼓脱水机, 叶片式滤机, 带式压滤机, 离心脱水机等多种。
8 0 年代以来, 由于带式滤机有其优越性,我国城市和工业部门纷纷引进国外产品, 至1 9 8 5 年前后我国工业和城市部门消化吸收, 又制造了自己的产品。同时又以日处理1 0t 干污泥( 绝对干的) 量的不同污泥脱水机。带式滤机具有建设投资者, 耗用钢材较少, 装机动力容量少等特点, 并且使用稳定,污泥脱水处理成本较低等优点, 目前在城市和工业污水处理中的污泥脱水中广为应用, 另外, 离心脱水机也有体积小, 建筑面积小, 投资低等优点, 估计今后会在应用中显示其优越性, 但目前尚处于研制阶段。
污泥机械脱水的难点
初始污泥的含水率一般在96%~ 98%, 剩余活性污泥的含水率在99. 5%~ 99. 8%, 其水分一般由表面吸附水、间隙水、毛细结合水和内部结合水组成[9] 。经过浓缩作用和机械脱水后, 污泥的含水率仍高达70%~ 80%, 解决不了污泥干化时消耗大量能量的问题。国内外学者针对污泥脱水后含水率仍较高这一问题进行了大量研究, 田禹等通过真空过滤法测量比阻发现, 当污泥的含水率小于97%后, 污泥的比阻显著增大; 何培培等对污泥进行水解酸化实验、超声波法和离心法研究, 结果表明污泥的脱水性能受到污泥黏液层的可溶性蛋白质和蛋白质多糖影响; 董辉等认为污泥的颗粒大小会影响污泥的脱水性能; Houg hton 等的实验研究表明一定含量的胞外聚合物( EPS) 能提高污泥的脱水性能; U rbain 等的研究结果表明EPS 的含量与污泥的容积指数成正比; 而Pox on 等的研究则表明EPS 对脱水性的影响并不明显; 倪丙杰等认为当EPS 中的碳水化合物和蛋白质质量增加时, 污泥脱水性能变好, 但随着类脂的增加, 脱水性能变差。
上述研究结果表明当污泥的含水率较低时, 污泥中的固体物质可能会吸附在一起, 使其中的内部结合水的量变多,同时固体颗粒变大, 影响到污泥的过滤; 污泥中的有机物和微生物含量也会影响污泥的脱水, 当有机物含量较多时, 微生物的生长繁殖迅速, 胞外聚合物的含量增加。由于胞外聚合物是菌胶团之间连接的媒介, EPS 含量的增加使得菌胶团结构更加稳定, 而菌胶团是污泥网状结构的基础, 也就是使得污泥的网状结构更加稳定, 其中包含的水量增多, 并且较难脱去, 造成浓缩作用和机械脱水只能去除部分间隙水、表面吸附水和毛细结合水, 造成处理后的污泥含水率仍然较高, 因此污泥机械脱水的难点在于如何去除其余的毛细结合水和内部结合水。
机械脱水前处理方法
针对污泥的部分结合水较难用机械方法脱去这一难题,国内外学者经过大量的试验和研究, 提出了以下几种提高污泥机械脱水性能的前处理方法, 具体包括: 物理法、化学法、生物法。
1.物理法
物理法主要是通过物理的方法改变污泥的结构或者破坏污泥中微生物细胞, 降低污泥与水的结合作用, 从而释放出部分内部结合水。传统的物理法包括: 添加粉煤灰等物质、热处理法、冷冻法等。由于传统方法的技术比较成熟,在此就不做介绍了, 本文主要介绍几种新兴的方法, 如磁场法和超声波法。
超声波能在一定程度上有利于污泥的脱水是因为超声波使污泥中的菌胶团结构和微生物的细胞膜破坏, 改变了污泥的结构, 同时污泥中的内部结合水和吸附水变成自由水, 从而使得污泥的脱水性能有了很大的提高; 但是高强度、长时间的超声波处理可能会完全破坏菌胶团的结构, 使微生物中的黏性物质流到污泥中, 增加了其黏性, 还可能使污泥颗粒的比表面积过大, 吸附水量变多, 进而恶化了污泥的脱水性能。因此, 在实际应用过程中应选用适宜的超声条件, 如在低强度、短时间的超声处理下进行。
2.化学法
化学法主要是通过向污泥中添加絮凝剂改变污泥的絮凝特性来影响污泥的脱水性能, 化学絮凝剂按照试剂的化学组成可分为无机和有机絮凝剂; 按分子量的大小可分为普通絮凝剂和高分子絮凝剂, 其作用机理主要有压缩双电层、吸附架桥、网捕和卷扫作用。
当单独使用普通无机絮凝剂时, 污泥的絮凝效果不好且成本较高, 所以目前对无机絮凝剂的研究主要集中在聚复合铁盐、聚复合铝盐、聚复合铁铝盐等高分子无机絮凝剂上。文献[ 22- 24] 的研究结果表明, 使用铝盐、铁盐单独聚合或者不同阳离子之间聚合得到无机絮凝剂能提高污泥的过滤脱水性能。对于有机絮凝剂而言, 虽然合成高分子絮凝剂的絮凝效果较好, 但在使用后不易被微生物降解, 为污泥的后续处理带来困难, 因此, 部分学者把研究重点放在了改性天然高分子絮凝剂的研究中, Ca ldwel[ 25] 最早用阳离子淀粉和正磷酸通过热反应得到两性型改性淀粉天然高分子絮凝剂, 国内对此研究的起步较晚, 主要集中在对淀粉、木质素、壳聚糖的改性研究上。文献[ 26- 28] 主要介绍了我国改性天然高分子在非离子型、阳离子型、阴离子型和两性离子型上的发展, 从中可以得出改性天然高分子絮凝剂的研究重点是阳离子型和两性离子型絮凝剂。
3. 生物法
生物法主要是利用某些微生物的代谢产物能产生高效絮凝作用或者利用微生物的还原作用。国内外现在对生物法的研究主要包括向污泥中加入微生物絮凝剂、生物沥浸等。
结束语：
污泥机械脱水前处理方法能改善污泥的脱水性能, 决定了它在污泥机械脱水中具有十分重要的地位, 尤其物理法和生物法能使污泥的含水率降到45%~ 65% 左右, 并且不会造成二次污染, 使得它们成为污泥机械脱水前处理中较好的方法。然而, 仍有许多方面需进一步研究。
1.�磁场法和超声波法研究重点应集中在作用时间和作用强度的选择上, 其中磁场法应在低电磁强度、长时间的磁场处理条件下进行; 超声波法则在低强度、短时间的超声处理条件下进行。
2.�微生物絮凝剂法的研究重点应集中在新的絮凝剂菌种培养及菌种培养条件优化上; 生物沥浸的作用机理尚未明确,应着重研究其作用机理, 同时还应开发新的生物前处理方法。
3.�污泥的机械脱水是一个复杂的过程, 影响其脱水过程的因素很多, 如pH 值、有机物含量、粒径分布、含水率等, 这些因素之间相互影响, 使得单一使用某一种方法, 很可能达不到理想的效果, 所以未来的发展方向是各种方法之间的联用,以达到最好的脱水效果。
参考文献：
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脱臼急救处理范文6
1陶瓷的表面粗化处理
正畸托槽粘结中相对薄弱的环节是陶瓷与树脂之间的粘结。提高陶瓷、树脂的粘结强度是确保正畸治疗成功必须解决的问题。陶瓷的粘结主要依靠与树脂间的物理机械嵌合作用和化学粘结作用。表面粗化处理是依靠机械的或化学作用在光滑的瓷表面形成显微固位结构,扩大粘结作用面积、活化表面,提高表面自由能[1],陶瓷表面微孔结构以及与渗入的树脂粘结剂相互合成形成机械锁结等,从而增强了瓷与树脂的粘结。有研究认为有效正畸粘结强度应为6～8MPa[2]。陶瓷的粘结主要依靠与树脂间的物理机械嵌合作用和化学粘结作用。表面处理技术是依靠机械的或化学作用在光滑的瓷表面形成显微固位结构,扩大粘结作用面积、活化表面,提高表面自由能[3],陶瓷表面微孔结构以及与渗入的树脂粘结剂相互合成形成机械锁结等,从而增强了瓷与树脂的粘结。目前已有的表面处理技术方法包括机械法和化学法两种手段:前者包括了酸蚀(Etching)、喷砂(Sandblasting)、机械打磨(Roughening with bur)、激光辐照(Laser irradiation),后者包括了硅烷偶联剂(Silane coupling agent)的处理和化学摩擦法处理技术(Ttibochemical silica coating process)等。
1.1机械物理法
1.1.1酸蚀:是目前处理硅酸盐基陶瓷最常用的粗化法之一,主要原理是使陶瓷表面产生多微孔的结构,这样可以直接提高陶瓷与树脂粘结剂的机械固位,另外,酸蚀还可以减少微渗漏,也可以增加微孔的尺寸,这样使得陶瓷表面微裂间隙的底部变的圆钝,这样可以减少应力的集中。目前常用的陶瓷酸蚀剂有氢氟酸(HF)、磷酸(H3PO4)、二氟化铵(ammonium bifluoride)、酸化的磷酸盐氟化物(acidulated phosphate fluoride,APF)等。有学者对上述不同的酸蚀剂处理效果的比较研究,发现HF酸蚀陶瓷表面后和树脂的粘结强度最高最稳定,它能够选择性地去除陶瓷中的玻璃基质并暴露出晶体结构,从而获得良好的表面质地和粗化效果[4]。由于长石质的陶瓷结构式有交错的四面晶体和无定形的玻璃基质组成,其中含有未溶解白榴石晶体、长石、氧化铝和石英等,而不同产品的晶体数量、直径和分布均影响酸蚀后微孔结构的形成。因此对于富含长石质的硅酸盐的陶瓷类产品,低浓度的HF先酸蚀了白榴石晶体,之后是硅石、长石、玻璃基质,最后是氧化铝晶体。而在氧化铝或氧化锆的陶瓷产品中,因为仅包含少量的白榴石晶体,这可能会降低氢氟酸酸蚀的效果,也就限制了HF酸蚀时形成的固位力的微孔。目前用于瓷面酸蚀常用的酸浓度为9.6%HF酸溶液,应用时间在2～3cm,但是在这一范围内,提高了HF的浓度和延长酸蚀时间则可以形成更大更深的微孔形态,粘结强度会相应增加[5]。过度的酸蚀同样会损害有效的粘结,原因可能是造成陶瓷成分过多的丧失或在表面形成松散的薄弱结构。由于氧化铝瓷和氧化锆瓷中玻璃基质含量很少,所以酸蚀对氧化铝瓷的侵蚀效果不如对硅酸盐瓷明显,而对氧化锆瓷的粘结几乎没有促进作用[6],这是由于在增加氧化铝含量的同时也增加了陶瓷的强度和耐磨度,因此降低了HF酸蚀的效果。临床应用中需要注意的是HF为一种有强烈腐蚀性和毒性的强酸,同时又具有挥发性,这使得其在口内应用时对患者存在潜在的灼伤危险,在实际操作中必须小心谨慎,隔离操作区域,避免和口腔内的软、硬组织接触。市场上的HF有溶液剂型和凝胶剂型,对于临床操作来讲,凝胶剂型流动性小,便于限定和控制作用范围,使操作更加方便安全。
1.1.2喷砂(颗粒气体磨蚀):是使用氧化铝或玻璃珠在一定的喷射压力下冲击作用到陶瓷表面,形成凹凸不平的表面,增加了粘结表面积,从而增加陶瓷和树脂的粘结强度。玻璃珠喷砂一般用于金属铸造体,由于其硬度较氧化铝低,故不易使陶瓷表面粗糙。氧化铝喷砂可以有效粗化陶瓷表面,其颗粒的直径通常选择为50μm或110μm,空气压力0.4 MPa左右。Chung等[7]认为经过粒度为50μm的氧化铝处理20s后,瓷和树脂的剪切粘结强度由2.4MPa增至14.9MPa。尽管有学者[8]认为经过喷砂的陶瓷表面能够增加与树脂的粘结强度,但是也有学者[9-10]认为单纯的喷砂处理得不到令人满意的粘结强度。目前大多数的学者认为结合酸蚀处理能够得到良好的粘结效果,同时可以缩短HF的酸蚀时间并增加了蚀刻后的效果[11-14]。有研究显示,喷砂时的压强过大、时间过长和距离也不宜过近,相对于50μm的氧化铝颗粒,250μm的氧化铝颗粒将导致陶瓷表面碎片的形成和大量陶瓷成分的丢失,对修复体的粘结边缘封闭性和适合性都是有害的,因此,对硅酸盐类陶瓷在粘结前处理不推荐使用喷砂[15-16]。由于口腔临床应用的陶瓷贴全瓷等修复体大多是在高温耐火材料上堆砌瓷粉烧结而成,在完成烧结后需要去除高温耐火材料,此时的喷砂处理则是非常必要的。
1.1.3机械打磨:是指利用手工打磨或机械打磨的方式对光滑的陶瓷表面进行粗化。由于处理效率低下,打磨的深浅程度不易掌握,形成的微观形态并不理想,同时它加大了导致陶瓷内部微裂的形成和陶瓷裂纹扩展的危险,因此临床上不推荐使用[17-18] 。
1.1.4 激光蚀刻处理:常见的激光类型分为Nd:YAG、CO2和Er:YAG。在正畸中,Nd:YAG、CO2和Er:YAG激光用来预处理牙釉质表面进行正畸粘结[19]。使用CO2激光在处理过程中可以使瓷面产生热效应,形成典型的贝壳状破损。其原理是利用激光的瞬间高温或压强作用破坏局部陶瓷晶体及玻璃基质,从而使陶瓷表面局部溶解和气化,在起到清洁和干燥作用的同时获得表面均匀一致的点状倒凹结构,使得表面粗糙度增大,表面积增加,粘结强度也随之增大,可以提供瓷与树脂的机械固位[20]。有学者[21]研究指出,当使用适当的能量激光照射陶瓷表面后,在电镜观察下发现陶瓷表面形成了大小不等的浅凹坑,具有较好的粗化表面效果,有与HF作用性比相似的粘结强度,可以考虑代替HF蚀刻陶瓷表面进行树脂粘结。也有的体外研究表明,合适的激光能量照射陶瓷表面后,瓷面与复合树脂之间的抗剪切粘结强度有较大提高[22],有学者研究2W的CO2激光用超级脉冲模式对正畸托槽粘结是有效的,粘结强度比正磷酸、喷砂都要高,为达到更高的粘结强度,硅烷可与2W激光同时使用[23]。
2化学法
2.1硅烷偶联剂的应用:硅烷偶联剂提高瓷修复体与托槽间粘结强度的机制主要是媒介化学键的形成,它可在陶瓷表面形成化学共价键和氢键的结合,这也是树脂和硅酸盐陶瓷粘结牢固的主要因素[24-25]。硅烷是一种双键分子,它在与树脂的聚合过程中,与树脂基质中的甲基丙烯酸酯基团产生聚合反应,同时陶瓷表面的硅羟基基团Si-OH与硅烷偶联剂水解形成的Si-OH之间产生缩合反应,形成Si-O-Si键和副产物水[26]。使用硅烷偶联剂还可减少边缘微漏,减小粘结剂解于唾液中的可能性,从而使陶瓷的远期粘结效果也得到了提高 [27]。有人认为偶联剂还可以通过润湿陶瓷表面,促使树脂更深更完全地穿透陶瓷表面微孔辅助提高粘结强度,即使偶联润湿性能显著提高,树脂粘结剂能够渗入微小的凹凸结构中,其固化后在瓷与树脂之间形成机械嵌合。有学者指出如果单纯使用化学方法处理陶瓷表面不能获得足够的粘结强度,或者从长期试验观察看其稳定效果也差强人意,因此在陶瓷表面进行机械处理方式是必要和必须的[28-30]。当然也有学者研究指出,如果单纯使用硅烷偶联剂对氧化铝瓷并没有化学粘结作用,而且对喷砂后的氧化铝表面只有润湿效果,因此只有对氧化铝陶瓷表面进行喷涂烧结硅涂层可以与硅烷偶联剂和树脂发生化学结合[31],但是上述操作过程和制备工艺复杂,所需设备昂贵等特点限制了其在临床上的广泛应用。即使偶联剂与瓷表面没有发生化学反应,这种润湿促进效果依然存在。在扫描电镜下观察高度磨光的瓷表面仍然存在凹凸不平,但瓷表面润湿性已经大幅度降低,由于表面张力的存在,粘结树脂难以渗入其中。经偶联剂处理之后,陶瓷表面的润湿性大大增加,使得与树脂的粘结强度也相应增加[32]。
由于硅烷偶联剂在酸性催化条件下可以明显改善陶瓷和树脂的粘结性能,因此在硅烷偶联剂中通常还含有少量酸性成分,有助于激活和加速硅氧键形成,一方面可防止水解产物的失效,同时含有的酸性单体又可与瓷成分中的Al2O3等发生结合。临床上常用的酸性单体包括:MDP,4-META及MAC-10等。而在近年来推出的一些新型的双组分的陶瓷偶联剂,一个组分是单纯硅烷偶联剂溶液,另一组分含有较强酸性的有机酸,双组分的偶联剂混和后能在短时间内催化γ-MPS分子一端的甲氧基水解形成硅醇基团(Si-OH),涂于瓷表面与SiO2表面的羟基缩合,在瓷与树脂之间建立良好的偶联,其化学粘结强度通常可达到25MPa以上[33]。虽然有研究报道硅烷偶联剂可大大增加粘结强度,但是在大多数研究中,硅烷偶联剂不单独使用,而被作为一种粘结增强剂用来增加瓷表面粘结强度[34-36]。目前市场上的Rocatec(3M ESPE)为氧化铝陶瓷表面提高的化学硅涂层和硅烷偶联剂所获得的粘结强度要优于其他的表面处理。
2.2摩擦化学硅涂层技术(silica coating):目前牙科全瓷体系按主要成分不同可分为硅酸盐基陶瓷、氧化铝基陶瓷和氧化锆基陶瓷类。由于氧化铝基陶瓷表面缺乏Si-OH基团无法与硅烷偶联剂形成化学键,因此需要进行表面改性以增加氧化硅的含量[37]。基本操作过程:使用30μm粒度硅酸改性的氧化铝颗粒喷砂表面,当外部包有二氧化硅的氧化铝颗粒挟着巨大的能量撞击到需要被硅化的物体表面时,在局部表面产生高温,从而导致晶态的硅酸在物体表面发生烧结。而硅化后的表面此时再进行硅烷化处理就使得陶瓷表面与树脂更易产生化学结合。所以改性的目的是为了增加陶瓷表面的Si-OH基团含量,从而使硅烷偶联剂的功效得以发挥,其实质是机械-化学结合共同作用的结果。从20世纪90年代开始,热解法(pyrolytically)和化学摩擦法(tribochemically)被应用于牙科氧化铝陶瓷的硅涂层处理,但这两种传统工艺均存在技术要求复杂和设备耗材昂贵等缺点因而难以得到普及应用,这就要求必须寻找一条简便有效的方法将其代替[38-39]。随着技术的进步,出现了溶胶凝胶法(sol-gel),它是一种快速发展的表面工程技术,经实验证明当采取sol-gel法在氧化铝基陶瓷表面形成了纳米硅涂层后,可以显著提高In-Ceram氧化铝基陶瓷的粘结强度[40-41]。目前市场上主要商品体系有Silicoater MD系统(Heraeus,德国),Rocatec系统(3M ESPE,美国)和PyrosilPen技术(Sura Instruments,德国)。
4小结
由于陶瓷材料的组成成分不同,因此其表面处理的选择也是不同的。对于正畸医生面对不同陶瓷材料制作的修复体粘结托槽时,一般情况下,由硅酸盐基陶瓷材料制成的金属烤瓷冠(桥),可采用酸蚀、喷砂或打磨来进行托槽粘接,而对由氧化铝基陶瓷和氧化锆基陶瓷材料制成的全瓷冠(桥)进行托槽粘结时,建议使用喷砂/打磨+硅涂层/偶联剂+树脂粘结剂的表面处理方法进行托槽的粘结。临床上无论使用何种表面处理方法,都会不可避免地对陶瓷表面产生微裂甚至修复体的破坏,因此,在保证获得足够托槽粘结强度的同时,选择对陶瓷表面破坏最小的处理方法以利于拆除矫治器后能对瓷修复体表面进行研磨抛光等。今后的粘结方法发展趋势是操作简便、对陶瓷表面破坏程度小、粘结效果可靠的用化学粘结来取代物理机械结合的处理方法。
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