CN107935308A - 一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法 - Google Patents

一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，属于农药废水处理技术领域。本发明的处理方法为：将三嗪酮农药制备工艺中废水进行分开收集及处理，其中中间体二氯频呐酮生产工段废水采用微电解‑芬顿氧化‑中和沉淀处理及UASB和好氧活性污泥联合处理，而三嗪酮生产工段废水采用树脂吸附处理并回收氯化钠，最终将两者方式处理后的出水合并接入园区管网进行园区接管。本发明提供的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法能够实现了高盐、高COD、难生化降解废水的高效稳定处理，使得三嗪酮农药废水的排放达标；处理方法操作简便，具有高效、低耗、稳定性高、维护方便等优点，且废水中氯化钠实现了资源化回收利用。

Description

一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法
技术领域
本发明属于农药废水处理工艺领域，具体地说，涉及一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法。
背景技术
三嗪酮类化合物是一类具有潜在生物活性的含氮杂环化合物，其中三嗪酮(化学名称6-叔丁基-4-氨基-3-巯基-1，2，4-三嗪-5(4H)-酮)是合成除草剂嗪草酮的重要中间体，主要通过频呐酮氯化合成二氯频呐酮中间体，二氯频呐酮中间体经水解、氧化、环合等工艺合成三嗪酮，在其生产过程中会产生大量高COD、高盐、且具有生物毒性的废水，其中间体二氯频呐酮生产工段产生的废水主要污染为：频呐酮、二氯频呐酮及甲醇等；三嗪酮生产工段废水主要污染为：硫代卡巴肼、丁酮酸、三嗪酮、氯化钠等，该废水若直接排放，对生态环境将构成明显的危害。
传统的处理工艺中都是对产品工艺废水综合后输入末端处理装置一并进行处理，并没有对废水中物质的物化处理效率及生化可降解性进行严格的区分。废水成分复杂，各种物化预处理方法均具有一定的适用性，并非一种物化处理技术就可以解决掉所有废水的问题。工艺废水一旦综合，若存在某些含难以破环降解物质的废水，不但增加了运行成本还降低整体的处理效率。进入生物法处理时，一旦不达标，更是难以溯源。
另外，生物法的确是目前处理工业废水较为广谱且适用性较强的办法，但三嗪酮工段产生的废水本身含有一定的杀菌物质，有可能对生化处理系统造成抑制作用，不但难以达到废水生物降解的目的，反而甚至有可能造成微生物死亡导致生物处理系统崩溃。清华大学瞿福平等人(瞿福平,杨义燕.含氮农药的好氧生物降解性能及废水治理对策[J].环境科学,1999(4):12-15)对乙草胺、阿特拉津、西草净、赛克津等4种含氮农药的好氧生物降解性能进行了研究，结果表明，4种含氮农药的好氧生物降解性能都很差，均属于难生物降解有机物。因此，含氮杂环类物质的生物降解是一个十分缓慢的过程。这类难降解废水在生化系统中的降解率低，降解过程十分缓慢化，一旦与其他可生化降解废水混合，会造成整个水体可生化性降低，不利于工程化。
三嗪酮生产工段中产生的废水特点为：第一毒性大，废水中含有大量毒性较高的原料、中间体、代谢产物等；第二难降解，污染物多为持久性有机污染物，排入环境后残留时间长、难以自然降解。中国专利申请号201110020159.6，公开公告号CN102173525A，公开了一种嗪草酮农药生产废水预处理方法；其预处理方法包括：(1)液膜分离工艺回收三嗪酮废水中的三嗪酮；(2)络合萃取工艺回收甲基化废水中的嗪草酮；(3)精馏回收甲基化废水中的甲醇；采用该发明的预处理方法，处理效果好，原料及产品回收率高，可以实现嗪草酮生产废水的资源化利用，降低了废水中的难生物降解物质，提高了废水的可生化性。但以上发明存在以下问题：对三嗪酮环合产生的废水采用了络合萃取来回收废水中的三嗪酮，在此处理过程中加入废水水量5％-10％的乳化剂，而萃取剂在水体中有一定的溶解度，这会存在萃取剂流失及回用的问题；另外，萃取过程仅回收废水中的三嗪酮，而废水中仍存在硫代卡巴肼、丁酮酸等其他污染物质，其中硫代卡巴肼又称1，3-二氨基硫脲，含硫脲的废水可生化性差(B/C值为0.015)，且对微生物具有抑制性；嗪草酮农药生产废水的预处理方法仍未提及废水中盐分高的问题，而直接进入生化处理，这需要大量的稀释水才可满足生化处理的需求。
发明内容
1、要解决的问题
针对现有技术中三嗪酮农药废水处理综合降解率不高的问题，本发明提供一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，实现了三嗪酮农药废水处理的达标，同时回收制得精制工业氯化钠，降低了三嗪酮农药废水的处理成本。
2、技术方案
为解决上述问题，本发明采用如下的技术方案。
一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其步骤为：
(1)将三嗪酮农药制备工艺中的中间体二氯频呐酮生产工段废水单独收集后，在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水的pH条件下进行微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理；
(2)将三嗪酮农药制备工艺中的三嗪酮生产工段废水单独收集并静置沉淀过滤后进行树脂吸附处理，其中所述的三嗪酮生产工段废水单独收集并静置沉淀过滤后的出水的pH值控制在1-2，在此pH范围条件下废水中的污染物以分子状态存在，增强了废水中的丁酮酸、三嗪酮等污染物中的羟基、羰基等官能团与树脂吸附柱材料中的胺基的给体-受体的氢键作用，从而增加了吸附容量，保证了树脂吸附柱材料较大的吸附容量；树脂吸附处理后的流出液(即为吸附流出液，此时吸附流出液的COD浓度范围控制在3000mg/L-4000mg/L)调节pH至中性，随后进入MVR中蒸发结晶(蒸发结晶的温度为85℃-95℃)，蒸发结晶后的母液经离心处理及烘干造粒，制得精制工业氯化钠(此时析出的氯化钠纯度达到97％以上，氯化钠中的TOC含量≤0.5mg/g)，精制工业氯化钠可作为融雪剂等资源；所述的MVR为机械式蒸汽再压缩技术的简称；
(3)步骤(2)中所述的树脂吸附处理后的树脂吸附柱采用两次脱附的方式进行再生处理；其中首次脱附时首次脱附液为质量浓度为80％-90％的甲醇，二次脱附时二次脱附液采用自来水，且二次脱附后回收二次脱附液作为二次脱附后的二次脱附液(即附图1中“脱附后的二次脱附液”)；
(4)步骤(1)中所述的微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理后的出水、步骤(3)中所述的二次脱附后的二次脱附液与低浓废水混合进入UASB和好氧活性污泥联合处理，其中所述的低浓废水的COD浓度在500mg/L以内；所述的UASB和好氧活性污泥联合处理(即附图1中“生化调节”和“UASB+好氧”的处理总称)为在UASB的构筑物或设备中进行厌氧生物反应后进入好氧活性污泥构筑物或设备进行好氧生物反应；所述的UASB为上流式厌氧污泥床反应器的简称；
(5)步骤(2)中所述的蒸发结晶产生的冷凝液经臭氧催化氧化处理后的出水与步骤(4)中的所述的UASB和好氧活性污泥联合处理后的出水合并接入园区管网从而进行统一园区接管；所述的园区接管的标准为园区管网中的出水COD浓度≤500mg/L，氨氮浓度≤35mg/L，盐类浓度≤5000mg/L；其中所述的臭氧催化氧化处理中投加铁、铝、钛、钴等单金属氧化物或复合金属氧化物作为催化剂，其中催化剂粒径为2mm-3mm，其中臭氧在催化剂表面产生的羟基自由基可有效氧化水中微量的和难生物降解的有机污染物；其中所述的臭氧催化氧化处理中臭氧催化氧化装置，其内循环设置为进水流量的40％-60％，水体与臭氧的接触停留时间不少于30min。
优选地，步骤(1)中所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水的pH值控制在1-2；微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理具体如下：微电解处理为在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水中投加铸铁粉并机械搅拌反应60min-180min(此反应时间范围微电解处理最佳，且适当的反应时间可有效控制亚铁离子的数量，降低成本)，其中所述的铸铁粉的粒径为60目-100目，且所述的铸铁粉中碳含量为10％-20％，同时所述的铸铁粉的投加量为所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水质量的0.5‰-1.0‰，所述的铸铁粉中的铸铁材料分散了大量的碳化铁，其中碳化化铁为极小的颗粒(60目-100目)，当铸铁材料浸没在酸性废水溶液中时就构成了成千上万个细小的铁碳微型原电池，从而发生内部电解反应，这能够改变废水污染物中的结构及形态；芬顿氧化处理为在所述的微电解处理结束后的出水中继续投加质量分数为30％的双氧水并曝气搅拌120min-180min(芬顿氧化处理池采用穿孔曝气，这可使得双氧水与废水充分混合；同时此曝气搅拌反应时间范围内COD的去除率可达30％-40％，也提高了废水的可生化性，废水的B/C值可提高40％以上)，所述的双氧水的投加量为所述的微电解处理结束后的出水体积的1％-2％，此条件下双氧水与微电解处理产生的亚铁离子形成芬顿氧化剂(双氧水在亚铁离子的催化下生成氧化能力极强的·OH自由基，可有效破坏废水中有机污染物的结构)，将废水中的有机污染物氧化及进一步的矿化，提高废水的B/C值；所述的芬顿氧化处理结束后的出水采用碱液或石灰乳进行中和沉淀(中和将出水的pH值调节至8-9)，即完成微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理。
优选地，步骤(4)中所述的其他低浓废水包括初期雨水和生活污水，其中初期雨水指地面10-15mm厚已形成地表径流的降水。选择初期雨水的原因如下：由于降雨初期，雨水溶解了空气中的大量酸性气体、汽车尾气、工厂废气等污染性气体，降落地面后，又由于冲刷屋面、沥青混凝土道路等，使得前期雨水中含有大量的污染物质，前期雨水的污染程度较高，甚至超出普通城市污水的污染程度，目前鲜有初期雨水的有效处理方法，通常任其排放到下水道中；选择生活污水的原因如下：城市中大量的生活污水成分复杂，且COD浓度高，仅靠专门的污水处理厂进行处理的能力有限。
优选地，步骤(4)中所述的UASB的构筑物或设备中厌氧生物反应的水力停留时间为40h-60h；所述的好氧活性污泥构建筑或设备中好氧生物反应的水力停留时间为72h-96h；此条件下保证废水中的污染物与微生物作用的反应时间，确保可降解物质的彻底矿化，保障废水达标。
优选地，步骤(2)中所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱的高径比为2:1-5:1；所述的树脂吸附柱的树脂材料的磨后圆球率为85％-98％，其比表面积＞750m2/g，其粒径为0.3mm-0.5mm，上述参数条件下的树脂材料吸附能力较强；所述的树脂吸附处理的废水流速为0.5BV/h-2.0BV/h(此流速范围内的废水被树脂吸附处理的效果较佳，在上述的废水流速控制下所述的树脂吸附柱的树脂材料对三嗪酮生产工段废水中的有机污染物有效吸附率达到90％以上)。
优选地，步骤(2)中所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱内填充超高交联苯乙烯树脂(江苏南大环保科技有限公司自主研发的NDA88型超高交联苯乙烯树脂，与其他普通的交联苯乙烯树脂相比经试验该树脂能够有效吸附三嗪酮生产工段废水中的有机污染物)，且所述的树脂吸附柱填充的高径比为1:3-1:5(选用此范围下的填充高径比，同等条件下，树脂吸附柱的吸附处理能力提升5％-8％)。
优选地，步骤(3)中所述的首次脱附时和所述的二次脱附时的脱附流速均为0.5BV/h-1.0BV/h(同等条件下选择上述的脱附流速后，树脂吸附柱的再生能力达到99.5％以上)。
优选地，步骤(3)中所述的首次脱附时的再生处理为将脱附后的首次脱附液投入精馏塔进行精馏回收甲醇，然后将精馏回收的甲醇经再次复配后重新制得首次脱附液，且精馏后的残液进行焚烧处理；所述的复配的方法为将所述的精馏回收的甲醇加水配制成所述的首次脱附液；上述方式实现了甲醇的重复利用，且采用精馏的方式得到甲醇纯度较高。
优选地，步骤(2)中所述的树脂吸附处理后的流出液调节pH至中性的操作方法具体为往所述的树脂吸附处理后的流出液投加碱液直至其pH值稳定在7-8，从而使废水中的酸性成分中和成盐，回收废水中的氯化钠。
优选地，步骤(2)中所述的离心处理的离心装置采用封闭式离心装置，所述的烘干造粒处理的烘干设备采用气流干燥机，该工段产生废气接入废气收集管网。
3、有益效果
相比于现有技术，本发明的有益效果为：
(1)本发明将三嗪酮农药制备工艺中中间体二氯频呐酮生产工段和三嗪酮生产工段进行分开收集，避免了可降解废水(中间体二氯频呐酮生产工段的废水)与难降解废水(三嗪酮生产工段的废水)混合后导致后续的处理难以进行的问题，从而筛选出难以生化降解且高含盐的废水，精制回收制得的氯化钠可作为融雪剂等用处，实现了资源化回收；
(2)本发明对中间体二氯频呐酮生产工段的废水采用成本较低的处理方式，二氯频呐酮工段废水主要含有频呐酮、二氯频呐酮及甲醇等有机污染物，而废水在微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理后，废水的COD去除率可稳定在30％-40％，同时废水的B/C值可提高至0.3以上，若与低浓废水混合进入UASB和好氧活性污泥联合处理，废水的COD浓度可达到90％以上的去除率；
(3)本发明对三嗪酮生产工段的废水实现了有效的处理，传统微电解-芬顿氧化处理对该工段的废水COD去除率不足10％，且无法明显提高其可生化性；而采用树脂吸附可有效吸附该废水中的丁酮酸、硫代卡巴肼、三嗪酮等有机污染物，废水的COD去除率可达80％以上；采用树脂预净化的废水在进行MVR蒸发结晶析盐后，氯化钠的纯度可达97％以上，氯化钠中的TOC含量≤0.5mg/g；
(4)本发明对三嗪酮生产工段的废水采用树脂吸附实现了对废水的预净化，然后去除有机污染物后的废水进行蒸发结晶，回收废水中的氯化钠；同时冷凝液采用臭氧催化氧化处理后由园区接管，与传统的处理相比，该处理工艺中不引入新物质，不产生二次污染，高效稳定，避免了废水生化降解过程缓慢不利于工程化的缺点；
(5)本发明中树脂吸附处理能够有效吸附废水中高沸点物质达到水质净化的目的；树脂吸附处理有效地进行了预净化处理，保证MVR装置正常高效运行，可防止了有机污染物高温下结焦引起堵塞的问题；同时使用脱附液定期对树脂吸附柱材料进行再生处理，可实现循环多次使用。
附图说明
图1为本发明的工艺流程图。
具体实施方式
下面结合附图和具体实施例对本发明进行详细描述。
实施例1
结合图1来看，本实施例提出了一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法(其中所述的三嗪酮农药废水为江苏滨海某农药企业一车间的三嗪酮农药废水，其基本性质如表1所示)，其步骤如下：
(1)将车间中三嗪酮农药制备工艺中的中间体二氯频呐酮生产工段废水单独收集到收集池后(中间体二氯频呐酮生产工段废水的相关指标见表1)，收集池将中间体二氯频呐酮生产工段废水泵入铁碳微电解釜，然后在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水的pH条件(控制pH值为1-2范围内，本实施例采用pH值为1)下进行微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理，微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理具体如下：微电解处理为在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水中投加铸铁粉并机械搅拌反应60min-180min(此反应时间范围微电解处理最佳，且适当的反应时间可有效控制亚铁离子的数量，降低成本；本实施例机械搅拌反应180min)，其中所述的铸铁粉的粒径为60目-100目(本实施例采用的粒径为60目-80目)，且所述的铸铁粉中碳含量为10％-20％(本实施例采用的碳含量为10％)，同时所述的铸铁粉的投加量为所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水质量的0.5‰-1.0‰(本实施例相应的投加量为0.8‰)，所述的铸铁粉中的铸铁材料分散了大量的碳化铁，其中碳化化铁为极小的颗粒(60目-80目)，当铸铁材料浸没在酸性废水溶液中时就构成了成千上万个细小的铁碳微型原电池，从而发生内部电解反应，这能够改变废水污染物中的结构及形态；芬顿氧化处理为在所述的微电解处理结束后的出水中继续投加质量分数为30％的双氧水并曝气搅拌120min-180min(本实施例中曝气搅拌180min，其他范围的取值均可实现基本相同的效果)，所述的双氧水的投加量为所述的微电解处理结束后的出水体积的2％，此条件下双氧水与微电解处理产生的亚铁离子形成芬顿氧化剂(双氧水在亚铁离子的催化下生成氧化能力极强的·OH自由基，可有效破坏废水中有机污染物的结构)，将废水中的有机污染物氧化及进一步的矿化，提高废水的B/C值；所述的芬顿氧化处理结束后的出水中和沉淀(中和沉淀前将出水的pH值采用石灰乳调节至8)，即完成微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理；
(2)将车间中三嗪酮生产工段废水单独收集到另一收集池(三嗪酮生产工段废水的相关指标见表1)，静置沉淀过滤后进行树脂吸附处理(所述的树脂吸附处理的温度控制在25℃)，其中所述的三嗪酮生产工段废水单独收集并静置沉淀过滤后的出水的pH值控制为1.69，在此pH条件下废水中的污染物以分子状态存在，增强了废水中的丁酮酸、三嗪酮等污染物中的羟基、羰基等官能团与树脂吸附柱材料中的胺基的给体-受体的氢键作用，从而增加了吸附容量，保证了树脂吸附柱材料较大的吸附容量；所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱的高径比为4:1；所述的树脂吸附柱的树脂材料的磨后圆球率为92％，其比表面积为800m2/g，其平均粒径为0.4mm；所述的树脂吸附处理的废水流速为1BV/h(由高压泵控制)，废水处理量为15BV；所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱内填充超高交联苯乙烯树脂(江苏南大环保科技有限公司自主研发的NDA88型超高交联苯乙烯树脂)，且所述的树脂吸附柱填充的高径比为1:4；
树脂吸附处理后的流出液(此时流出液的相关指标见表1)调节pH至中性(所述的树脂吸附处理后的流出液调节pH至中性的操作方法具体为往所述的树脂吸附处理后的流出液投加碱液直至其pH值稳定在7，从而使废水中的酸性成分中和成盐，回收废水中的氯化钠)，随后进入MVR中蒸发结晶(蒸发结晶的温度为90℃)，蒸发结晶后的母液经离心处理及烘干造粒(所述的离心处理的离心装置采用封闭式离心装置，所述的烘干造粒处理的烘干设备采用气流干燥机，该工段产生废气接入废气收集管网)，制得精制工业氯化钠(此时析出的氯化钠纯度达到97％以上，氯化钠中的TOC含量≤0.5mg/g)，精制工业氯化钠可作为融雪剂等资源；
(3)所述的树脂吸附处理后的树脂吸附柱采用两次脱附的方式进行再生处理，首次脱附时首次脱附液为质量浓度为85％的甲醇，首次脱附时的温度控制在30℃，所述的首次脱附时的再生处理为将脱附后的首次脱附液投入精馏塔进行精馏回收甲醇，然后将精馏回收的甲醇经再次复配后重新制得首次脱附液，且精馏后的残液进行焚烧处理；所述的复配的方法为将所述的精馏回收的甲醇加水配制成所述的首次脱附液；二次脱附时二次脱附液采用自来水，且二次脱附后回收二次脱附液作为二次脱附后的二次脱附液；所述的首次脱附时和所述的二次脱附时的脱附流速均为0.5BV/h，首次脱附液用量为1BV，二次脱附液用量为2BV；
(4)上述微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理后的出水(微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理后的出水的相关指标见表1)与所述的二次脱附后的二次脱附液及其他低浓废水混合(其他低浓废水的COD浓度在500mg/L以内；本实施例中其他低浓废水的COD浓度在5000mg/L，其他浓度废水包括初期雨水和生活污水)混合进入UASB和好氧活性污泥联合处理，UASB和好氧活性污泥联合处理的出水的相关指标见表1；所述的UASB和好氧活性污泥联合处理为在UASB的构筑物或设备中进行厌氧生物反应后进入好氧活性污泥构筑物或设备进行好氧生物反应；本实施例中UASB的设备中厌氧生物反应的水力停留时间为48h，含好氧活性污泥的设备中好氧生物反应的水力停留时间为72h；
(5)步骤(2)中所述的蒸发结晶产生的冷凝液(冷凝液的相关指标见表1)经臭氧催化氧化处理后的出水(臭氧催化氧化处理后的出水的相关指标见表1)与所述的UASB和好氧活性污泥联合处理后的出水合并接入园区管网从而进行统一园区接管；所述的园区接管的标准为园区管网中的出水COD浓度≤500mg/L，氨氮浓度≤35mg/L，盐类浓度≤5000mg/L；其中所述的臭氧催化氧化处理中投加铁、铝、钛、钴等单金属氧化物或复合金属氧化物作为催化剂，其中催化剂粒径为2mm-3mm，其中臭氧在催化剂表面产生的羟基自由基可有效氧化水中微量的和难生物降解的有机污染物；其中所述的臭氧催化氧化处理中臭氧催化氧化装置，其内循环设置为进水流量的50％，水体与臭氧的接触停留时间为60min。
表1
综上所述，采用实施例1提供的方法处理后，盐类得到有效的回收利用(尤其是三嗪酮生产工段的废水中总盐含量由150000mg/L降至800mg/L，效果非常显著)，同时三嗪酮生产工段的废水中COD浓度由17500mg/L降至1500mg/L，再经臭氧催化氧化处理可降至430mg/L，树脂吸附处理和臭氧催化氧化处理联合起来所带来的效果是非常显著的，现有技术中也有先进行臭氧催化氧化处理，但继续进行树脂吸附处理的效果非常差，同时若不经过树脂吸附处理而直接进行蒸发结晶处理的话，盐类回收的效果极差(同等条件下，盐类仅能回收62.5％)；从中间体二氯频呐酮生产工段废水的处理，可以看出经过微电解-芬顿氧化-中和沉淀及UASB和好氧活性污泥联合处理后COD浓度由35000mg/L降低至450mg/L，同等条件下(不经过微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理，或缺少UASB和好氧活性污泥联合处理)COD的去除率仅为72％-79％；此外，其他传统方法几乎不对中间体二氯频呐酮生产工段废水进行处理，且三嗪酮生产工段的废水的处理效果极差，同等条件下COD的去除率仅为25％-53％，废水中的盐类几乎不经处理直接排放到环境中。
以上内容是结合具体实施方式对本发明作进一步详细说明，不能认定本发明具体实施只局限于这些说明，对于本发明所属技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明的构思的前提下，还可以做出若干简单的推演或替换，都应当视为属于本发明所提交的权利要求书确定的保护范围。

Claims (10)

1.一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其步骤为：
(1)将三嗪酮农药制备工艺中的中间体二氯频呐酮生产工段废水单独收集后，在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水的pH条件下进行微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理；
(2)将三嗪酮农药制备工艺中的三嗪酮生产工段废水单独收集并静置沉淀过滤后进行树脂吸附处理；树脂吸附处理后的流出液调节pH至中性，随后进入MVR中蒸发结晶，蒸发结晶后的母液经离心处理及烘干造粒，制得精制工业氯化钠；
(3)步骤(2)中所述的树脂吸附处理后的树脂吸附柱采用两次脱附的方式进行再生处理；其中首次脱附时首次脱附液为质量浓度为80％-90％的甲醇，二次脱附时二次脱附液采用自来水，且二次脱附后回收二次脱附液作为二次脱附后的二次脱附液；
(4)步骤(1)中所述的微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理后的出水、步骤(3)中所述的二次脱附后的二次脱附液与低浓废水混合进入UASB和好氧活性污泥联合处理，其中所述的低浓废水的COD浓度在500mg/L以内；所述的UASB和好氧活性污泥联合处理为在UASB的构筑物或设备中进行厌氧生物反应后进入好氧活性污泥构筑物或设备进行好氧生物反应；
(5)步骤(2)中所述的蒸发结晶产生的冷凝液经臭氧催化氧化处理后的出水与步骤(4)中的所述的UASB和好氧活性污泥联合处理后的出水合并接入园区管网从而进行统一园区接管；所述的园区接管的标准为园区管网中的出水COD浓度≤500mg/L，氨氮浓度≤35mg/L。
2.根据权利要求1所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(1)中所述的微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理具体如下：微电解处理为在所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水中投加铸铁粉并机械搅拌反应60min-180min，其中所述的铸铁粉的粒径为60目-100目，且所述的铸铁粉中碳含量为10％-20％，同时所述的铸铁粉的投加量为所述的中间体二氯频呐酮生产工段废水质量的0.5‰-1.0‰；芬顿氧化处理为在所述的微电解处理结束后的出水中继续投加质量分数为30％的双氧水并曝气搅拌120min-180min，所述的双氧水的投加量为所述的微电解处理结束后的出水体积的1％-2％；所述的芬顿氧化处理结束后的出水采用液碱或石灰乳进行中和沉淀，即完成微电解-芬顿氧化-中和沉淀处理。
3.根据权利要求1所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(4)中所述的低浓废水包括初期雨水和生活污水。
4.根据权利要求1或2所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(4)中所述的UASB的构筑物或设备中厌氧生物反应的水力停留时间为40h-60h；所述的好氧活性污泥构建筑或设备中好氧生物反应的水力停留时间为72h-96h。
5.根据权利要求4所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(2)中所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱的高径比为2:1-5:1；所述的树脂吸附柱的树脂材料的磨后圆球率为85％-98％，其比表面积＞750m2/g，其粒径为0.3mm-0.5mm；所述的树脂吸附处理的废水流速为0.5BV/h-2.0BV/h。
6.根据权利要求5所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(2)中所述的树脂吸附处理的树脂吸附柱内填充超高交联苯乙烯树脂，且所述的树脂吸附柱填充的高径比为1:3-1:5。
7.根据权利要求6所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(3)中所述的首次脱附时和所述的二次脱附时的脱附流速均为0.5BV/h-1.0BV/h。
8.根据权利要求7所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(3)中所述的首次脱附时的再生处理为将脱附后的首次脱附液投入精馏塔进行精馏回收甲醇，然后将精馏回收的甲醇经再次复配后重新制得首次脱附液，且精馏后的残液进行焚烧处理；所述的复配的方法为将所述的精馏回收的甲醇加水配制成所述的首次脱附液。
9.根据权利要求1所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(2)中所述的树脂吸附处理后的流出液调节pH至中性的操作方法具体为往所述的树脂吸附处理后的流出液投加碱液直至其pH值稳定在7-8。
10.根据权利要求1所述的一种三嗪酮农药废水达标排放协同盐资源化处理的方法，其特征在于：步骤(2)中所述的离心处理的离心装置采用封闭式离心装置，所述的烘干造粒处理的烘干设备采用气流干燥机。
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