污染物的去除机理

污染物的去除机理（精选十篇）

污染物的去除机理 篇1

人工湿地[1]污水处理系统是结合土壤、基质等之间的物理、化学、生物共同作用, 达到对污水净化的处理效果。其工作机理包括以下两个方面:a) 物理作用, 如吸附、滞留、过滤、植物遮蔽、残留物积累等;b) 生物化学作用, 如微生物分解、转化、蒸腾水分和养分吸收等[2]。人工湿地对有机物的脱除效果很好, 有较高的脱氮除磷效率, 对于负荷变化适应能力强, 另外, 运营维护简捷方便, 且费用较低, 比较适合于技术管理较低、规模较小的城镇或乡村的污水处理[3,4,5]。

1 水平潜流人工湿地的特征及对氮去除的影响

1.1 水平潜流人工湿地的特征

水平潜流人工湿地为挺水植物系统, 基质、根系全部淹没于水下, 污水在基质表面以下填料中流动, 由湿地前端布水区均匀布入湿地内, 水平流经湿地基质, 由湿地末端集水区收集排出。这种水力学特征导致湿地内部溶解氧的来源途径主要分为两种, 一种是系统上层大气富集作用, 另一种途径是根系附近植物泌氧作用, 这使得溶解氧在系统内部空间分布不均匀。同时, 污水作为污染物来源从前端到后端水平推流, 导致污染物的分布随沿程而变化, 造成环境条件的多样性, 相应的生物化学反应具有多样性[6], 对于严重依赖微生物生理代谢去除的污染物有机物和氨氮, 特别是氨氮去除具有重要的影响。

1.2 脱氮机理

污水中氮的去除方式主要为湿地内部基质和植物吸收、反硝化作用和微生物的硝化。系统进水中氮元素所呈现的存在形式主要有颗粒态氮、无机氮及溶解性有机氮[7]。氮元素随污水进入湿地内部后, 大部分有机氮先通过异养型微生物转变为氨氮, 氨氮又由硝化细菌转化为亚硝态氮及硝态氮, 经过反硝化作用和植物根系吸收达到最后脱氮效果。Gerberg RM等人研究后发现植物吸收的氮元素只为进入湿地中总氮量的8%~16%, 另有非常少部分的氮在p H较高条件下挥发, 人工湿地最主要的脱氮途径是微生物硝化和反硝化作用。人工湿地中, 好氧区存在于植物根系周围, 有利用好氧微生物进行硝化作用;厌氧区距根系周围区域较远, 且湿地内枯枝败叶及底层营养物质又能为反硝化作用提供碳源, 有利于脱氮作用的进行。

1.2.1 氨氮硝化机理

水平潜流人工湿地去除污水中氨氮的主要原理是氨氮转化为硝态氮的过程。硝化作用一般需要两个反应过程, 中间产物为NO2-。硝化作用是化能自养过程, 整个过程均需要O2参与。首先由亚硝酸菌将氨氮氧化为NO2-, 再通过硝化细菌将NO2-氧化为NO3-。详细反应方程式见反应式 (1) 、 (2) 、 (3) :

a) 湿地内可进行硝化的环境条件。高有机物浓度污水中含有丰富的NH4+-N, 湿地内植物根系泌氧作用造成根系附近溶解氧含量较高, 能够提供进行硝化反应的环境条件;

b) 对硝化反应的潜在不利因素。有机物好氧降解竞争溶解氧, 由于微生物好氧分解有机物消耗掉一部分溶解氧, 使得氨氮硝化反应受到一定限制;有机物的微生物厌氧降解过程如果是靠异化Fe3+还原反应完成的, 异化Fe3+还原反应过程会产生了大量代谢产物可溶性Fe2+离子, 还原性要大于NH4+, 可以被O2直接化学氧化, 从而与氨硝化反应发生竞争。

另外, 温度季节条件也会对氨氮的去除造成一定影响。冬季水平潜流人工湿地的脱氮效率一般, 原因是由于氨氮的去除效率降低。低温环境下, 新陈代谢和硝化细菌生长过程变慢;植物枯枝败叶增加了湿地内部有机氮含量;冬季里湿地植物处于休眠状态, 植物根系向湿地内部输送的O2量逐渐减少;且硝化菌对氧的利用低于异养菌, 这些因素都抑制了硝化作用的顺利进行[8]。同时水温下降也会导致人工湿地氮去除率下降[9]。

1.2.2 反硝化脱氮机理

反硝化作用是在异养型微生物群作用下进行的, 主要机理是反硝化细菌在缺氧条件下, 还原硝化过程中产生硝酸盐, 释放出分子态氮 (N2) 、一氧化二氮 (N2O) 或一氧化氮 (NO) 。反硝化作用过程中是耗能, 反应所需碳源为易被微生物降解的有机物, 所获得的自由能保存在ATP中, 运用于反硝化细菌的呼吸作用。见反应方程式 (4) :

a) 湿地内反硝化作用进行的环境条件。过去研究观点认为反硝化作用可在缺氧环境中进行, 但实际研究中发现, 溶解氧浓度相对较低时, 硝化作用和反硝化作用是同时进行的, 主要原因是湿地内部植物根茎下穿较深, 根系附近的好氧区域利用硝化作用的进行, 根系周围较远的厌氧区域、底层营养物质及湿地内枯枝败叶又能为反硝化作用提供一定优势;

b) 反硝化作用的条件。影响反硝化作用的进行有许多方面, 例如:湿地内部溶解氧浓度、p H值、温度、反硝化细菌的存在量和有机物含量等。相关研究表明, 若基质内部有氧, 则反硝化作用产生的N2O就不会还原为N2。湿地内部氧化还原电位在340 m V以上时, 硝酸盐氮比较稳定不易被还原;氧化还原电位降低至300 m V或240 m V时, 硝酸盐氮浓度大为降低, 并发生反硝化反应。反硝化作用最适p H值范围在7~8之间, 当p H值小于6或是大于8时反硝化作用明显减弱, 因此, 人工湿地处理系统p H值处于中性范围时为反硝化作用提供优越条件。温度条件, 反应最佳温度为20℃~25℃, 低于15℃或高于30℃不利于反硝化细菌的生长, 导致反硝化速率降低;反硝化作用反应速率最慢时温度低于5℃。

2 结语

人工湿地对有机物的脱除效果很不错, 有较高的脱氮除磷效率, 而且运营维护简捷方便, 且费用较低, 比较适合于技术管理较低、规模较小的城镇或乡村的污水处理。

摘要：水平潜流人工湿地的构造决定了湿地内部有好氧、缺氧和厌氧的环境, 环境条件比较丰富, 这种特殊的环境条件使水平潜流人工湿地对氮的脱除有很好的效果。污水中氮的去除方式主要为人工湿地中的基质和植物吸收、反硝化作用和微生物的硝化。主要介绍了湿地内部的硝化作用和反硝化作用, 讨论影响硝化和反硝化的影响因素, 为进一步提高水平潜流人工湿地对氮的去除率提供相关依据。

关键词：水平潜流人工湿地,氮去除,硝化反应,反硝化反应

参考文献

[1]孙亚兵, 冯景伟, 田园春, 等.自动增氧型潜流人工湿地处理农村生活污水的研究[J].环境科学学报, 2006 (03) :404-408.

[2]周立平.人工的“自然之肾”——人工湿地处理系统[J].环境导报, 2003 (22) :6-7.

[3]Verhoeven J T, Meuleman A F.Wetlands for wastewater treatment:Opportunities and limitations[J].Ecological Engineering, 1999, 12 (1) :5-12.

[4]梁继东, 周启星, 孙铁珩.人工湿地污水处理系统研究及性能改进分析[J].生态学杂志, 2003 (02) :49-55.

[5]徐伟伟, 章北平, 肖波, 等.植物在人工湿地净化污水过程中的作用[J].安全与环境工程, 2005 (02) :41-44.

[6]范立维.潜流人工湿地水力学特性及其处理废水中有机污染物的研究[D].北京:北京化工大学, 2008.

[7]沈耀良, 王宝贞.人工湿地系统的除污机理[J].江苏环境科技, 1997 (03) :16.

[8]Yin C, Lan Z.The nutrient retention by ecotone wetlands and their modification for Baiyangdian Lake restoration[J].Water Science and Technology, 1995, 32 (3) :159-167.

污染物的去除机理 篇2

MBBR反应器处理制革废水的氨氮去除机理

摘要：通过移动床生物膜反应器试验装置,研究该工艺对综合制革废水中氨氮的处理效果及去除机理.试验结果表明:氨氮去除率随填着填料填充率增加而降低.当填料填充率为40%,填料表面氨氮承受负荷为0.1-0.8g/(m2・d)时,氨氮去除率为85%～95%,出水氨氮浓度为35～75mg/l,单靠降低负荷已无法进一步改善出水水质,但通过补充进水碱度、降低进水碳氮比、提高水温等一系列措施,可使反应器出水氨氮由降低至9～14mg/l.作 者：李光 吉宏 LI Guang JI Hong 作者单位：东南大学市政工程系,江苏南京,210096期 刊：科技信息 Journal：SCIENCE & TECHNOLOGY INFORMATION年，卷(期)：,“”(3)分类号：X7关键词：Moving Bed Biofilm Reactor(MBBR) 制革废水 氨氯 填料填充率 碳氮比

污染物的去除机理 篇3

关键词：自来水 除藻 工艺

一、前言

广东省阳江市漠阳江河水在省内属Ⅱ类水质，根据水温、浊度和藻类的生长情况一般分为低温低浊期、常温常浊期、高温高浊期、高温常浊期。近两年水中浊度、藻类、叶绿素等指标时有变化。在水厂制水过程中，藻类较多，严重影响制水过程药剂的投加量和制水效果，需进行科学探索去除藻类的方法。

二、藻类对制水的影响

含藻原水进入净水厂后，对制水生产工艺、药耗以及构筑物池壁都会产生極大的不利影响，主要表现在以下几个方面：

1.在光合作用下，水中pH值升高，且由于藻类作用，溶解氧增加，矾花密度降低，沉淀去除率下降，导致需要投加的混凝剂增多。

2.藻类物质在滤池中可大量繁殖，会使滤料层堵塞，使过滤周期缩短，减少产水量，增加冲洗水量并影响出水水质。

3.对混凝土池壁构成很大的威胁，一般水厂构筑物池壁由于藻类等物质的长期腐蚀，致使池壁粗糙老化，反过来又给藻类物质的寄生繁殖，水垢、青苔的附着生长，提供了有利的栖息场所。

4.藻类细胞成层成为粘质物，附在混凝土池壁表面，形成一层润滑层，既影响制水过程中的感官质量，又增加了洗池的频率和费用，以及工人的劳动强度。

5.藻类的存在使水质变化，从而干扰水处理操作，造成处理上的麻烦，生长着和死亡的藻类都会使水中有机物增加，增加氯耗，高藻水的处理更需要消耗大量的消毒剂。

6.对水质影响更为严重的是有些藻类的降解产物中含有四氯乙烷、二甲基二硫化物等毒性物质，能引起人、动物中毒。

三、除藻工艺的分析

（一）　自来水厂气浮除藻，该方法是依据气泡附着于混凝剂絮粒，以实现絮粒的强制上浮，达到固液分离去除藻类的原理而研究开发的，此法在固液分离速度（5-8m/h）、污泥浓度及节约药耗等方面有较满意效果。但其也有存在的问题：气浮系统对高浊度去除效率不高；气浮除藻效率很难达到90%以上；气浮除藻的电耗和运行费用较高；藻渣较难处理；释放器容易堵塞；溶器罐水位和压力的平衡问题；溶气罐和管道内壁容易腐蚀；空气压缩机容易损坏。

（二）气浮滤池除藻：　所谓气浮滤池是将气浮池和滤池叠加，气浮池在上、滤池在下形成的一种水处理池型。夏秋季5～12月采用：预加氯-絮凝-气浮-过滤-加氯组合工艺系统。气浮池结合滤池净水，其除藻效果良好。

（三）折点加氯杀藻：把反应池前的加氯量加大，以氧化水中的有机物，杀灭藻类。该方法能够有效地杀灭藻类，抑制藻类产生和繁殖。据有关实验表明，采用该种方法，除藻率一般能达到50%左右，并能消除水中的一部分异味，除藻后的原水再经常规水处理工艺，能使饮用水中不含或稍含藻。但是其也存在不足，一是易于形成卤代烃，其为强致癌物。二是投氯量很大，导致了单位水量成本的增加。

（四）二氧化氯杀藻：ClO2，是一种强氧化剂，具有更好的灭菌、除藻和除臭效果，并且能够有效地控制卤代烃的生成量，降低矾耗，改善水质。根据有关实验发现：二氧化氯优于液氯，具有较高的氧化一还原电势，比液氯杀菌能力强，由于它不像Cl2，以亲电取代为主，而是以氧化反应为主，经氧化的有机物多降解为氧基因为主的产物，不会产生卤代烃等消毒副产物，对人体的副作用小。但其成本较氯气高，生产条件较为苛刻。

（五）加助凝剂，即HCA-1阳离子净水剂杀藻。HCA-1属阳离子型线型高分子聚合物，水溶性好，能完全溶解于水成真溶液，质量符合生活饮用水处理剂标准。市售HCA-1固体含量为40%，分子量在10万左右，阳离子度>90%，残余单体3.9%。其作用机理是籍助聚合物本身含有的阳离子基团和活性吸附基团，对悬浮胶粒和含负电荷的物质通过电中和及吸附架桥等作用使之失稳、絮凝。由于藻类表面带负电荷，易与阳离子型HCA-1接触，所以在反应池投加　HCA-1助凝剂能使水中的微生物絮凝成团，加速其沉淀去除。

（六）加助凝剂高锰酸盐（PPC）复合药剂：它是一种新型、高效的助凝剂，在一定范围内　PPC的投量和它的除藻效率成正比关系。预处理中PPC的投量越高，沉淀水和滤后水中藻类的去除率呈不断上升趋势。但其对低浊、低藻的源水处理效果并不理想。

（七）粉末活性炭（PAC）预处理。在反应池前，把粉末活性炭和混凝剂一起连续投加于原水中，经混合吸附水中有机物和无机杂质后，粘附在絮体上的炭粒大部分在沉淀池中成为污泥排除。粉末活性炭作为助凝剂，可强化反应沉淀池对藻类的去除，并能去除异臭异味，特别是在藻类繁殖季节，用此法可作为应急措施。

四、结语

污染物的去除机理 篇4

关键词：PAFC,混凝沉淀,去除率

0 引言

聚合氯化铝铁 (PAFC) 是由铝盐和铁盐混凝水解共聚而成的一种无机复合高分子混凝剂, 具有铝盐和铁盐的共同优点[1]。有研究表明[2,3], PAFC的除磷和混凝能力优于其他混凝剂。因此, PAFC被大量应用于污水中污染物的去除。

针对采用MBR工艺的某城镇污水处理厂污水处理过程, 分别选择生化处理工艺的前端, 中端和末端为投药点, 通过对PAFC混凝剂投加位置和投加量的研究, 分析PAFC对市政污水中污染物的去除能力, 为PAFC的优化使用提供理论依据和技术支持。

1 材料与方法

1.1 主要仪器和试剂

DHG-9240A型电热恒温鼓风干燥箱;ZR4-6混凝实验搅拌器;DDB-303A便携式电导率仪;JA31002电子天平;PHS-3DPH计;754紫外可见分光光度计;PAFC (袋装固体, Al2O3≥28%) ;钼酸铵 (分析纯) ;重铬酸钾 (分析纯) ;硫酸亚铁铵 (分析纯) ;纳氏试剂 (国药) ;过硫酸钾 (分析纯) 。

1.2 研究方法

取PAFC固体, 置于105℃恒温干燥箱烘干, 干燥冷却备用。称取1.00 g聚合氯化铝铁固体, 溶于蒸馏水并定容于200 m L容量瓶。PAFC浓度为5 mg/m L, 电导率为3.02 ms/cm。

取某污水处理厂生化处理工艺沉砂池前端 (前端) , 好氧池末端 (中端) 泥水混合液和生化系统末端 (末端) 各1 L, 分别投加不同体积的PAFC溶液, 通过6联搅拌机混凝搅拌, 沉淀后取上清液, 测定电导率, p H值, 可溶性COD (SCOD) , 磷酸盐, NH3-N, TN。

混凝搅拌沉淀分四阶段:1) n=500 r/min, T=1 min, G=348.6;2) n=100 r/min, T=5 min, G=40.3;3) n=30 r/min, T=5 min, G=8.0;4) 沉淀T=15 min。

2 结果与讨论

2.1 PAFC对沉砂池前端进水中污染物的去除效果

1 L进水中分别投加0 m L, 2 m L, 4 m L, 6 m L, 8 m L和10 m L PAFC溶液, 混凝搅拌产生矾花较大, 易沉降, 上清液悬浮物减少, 较清澈。

从表1可以看出:前端投加PAFC后p H, NH3-N和TN与未投加时无明显变化;电导率随PAFC的投加量增加逐渐升高;磷酸盐和可溶性COD (SCOD) 随PAFC投加量增加逐渐降低, 变化明显。

图1表明PAFC对进水中磷酸盐和SCOD具有一定的去除能力, 当PAFC浓度为30 mg/L时, SCOD去除率达到28.57%, 再增加药剂投加量, 其对SCOD的去除率没有明显增加;当PAFC浓度为40 mg/L时, 磷酸盐去除率达到41.43%, 再增加投药量, 磷酸盐去除率的增加趋缓。混凝试验结果表明, 当选择前端投加点时, PAFC的合理投加量为30 mg/L~40 mg/L。

市政污水中的氮以NH3-N, NO3-, NO2-和有机氮形式存在, 其中有机氮含量极低, NH4+不会与阴离子反应生成沉淀物, NO3-和NO2-也不会与Al3+, Fe3+反应生成沉淀物, 表现为NH3-N, TN不会被PAFC混凝去除;投加PAFC增加水中离子浓度, 导致电导率升高, 少量投加对p H值影响较小。PAFC溶于水后, Al3+, Fe3+金属离子与进水中的正磷酸根PO43-发生化学反应, 在中性附近生成难溶于水的金属磷酸盐沉淀进行除磷;高价正离子进入胶体的扩散层, 使扩散层厚度减薄, ζ电位降低, 使水中胶体颗粒互相靠近发生凝聚, 同时带正电荷的聚合物与带负电荷的溶胶微粒、悬浮物颗粒发生吸附和桥连作用, 形成较大絮凝体沉淀[4,5]。PAFC通过化学沉淀和混凝作用实现磷酸盐与SCOD的去除, 悬浮物减少。

太湖地区市政污水处理厂普遍存在进水碳源不足, 碳氮比偏低的问题[6], 在进水前端投加PAFC虽能去除部分磷酸盐, 为后续生物除磷减轻负荷, 但前端SCOD被大量沉淀去除后, 导致后续生物脱氮除磷所需碳源不足[7]。厌氧段的碳源匮乏致使生物除磷能力降低, 使化学除磷成为主要除磷方式。缺氧段同样需要足够的碳源才能实现生物脱氮, 为了TN达到一级A标准排水标准, 通常缺氧区还需再补充外碳源。因此, 前端进水投加PAFC的方式, 既浪费了进水的部分内碳源又要补充外碳源, 反而增加处理成本。

2.2 PAFC对中端泥水混合液中污染物的去除效果

考虑污泥对PAFC的消耗, 增加投加量, 1 L泥水混合液中分别投加0 m L, 3 m L, 6 m L, 9 m L, 12 m L, 15 m L PAFC溶液, 混凝搅拌后, 易沉降, 上清液清澈, 悬浮物极少。

从表2可以看出, 泥水混合液中投加PAFC后, 其p H, NH3-N和TN与未投加时无明显变化;电导率随PAFC的投加量增加逐渐升高;磷酸盐和可溶性COD (SCOD) 随PAFC投加量增加逐渐降低。

图2表明, PAFC对好氧区末端泥水混合液中磷酸盐和SCOD具有一定的去除能力, 当PAFC浓度为30 mg/L时, SCOD去除率达到50.18%, 再增加投药量, SCOD去除率变化较小;当PAFC浓度为45 mg/L时, 磷酸盐去除率达到59.38%, 再增加投药量, 磷酸盐去除率增加趋缓。试验结果表明, 当选择中端为投药点时, PAFC合理投加量为20 mg/L~30 mg/L。

PAFC溶于水后释放的金属离子与PO43-产生化学反应, 生成难溶于水的磷酸盐, 降低水相中磷酸盐浓度。泥水混合液中仍有部分有机物以胶体形式存在, PAFC通过混凝作用使部分有机胶体混凝沉淀, 产生的微小絮凝体既与污泥絮体吸附又互相产生吸附和桥连作用, 所以混凝产生的絮体较大, 易沉降, 上清液悬浮物极少。

选择好氧区末端为PAFC投加点, 后端若无生物脱氮构筑物, 碳源的去除已对脱氮作用无影响。中端投加PAFC只会降低出水的COD和TP, 但受到活性污泥的影响, 去除率与PAFC浓度不呈线性关系。

2.3 PAFC对末端出水中污染物的去除效果

考虑生化系统末端出水悬浮物量少的特点, 实验减少了PAFC的投加量, 1 L泥水混合液中分别投加0 m L, 1 m L, 2 m L, 3 m L, 4 m L, 5 m L PAFC溶液, 混凝搅拌产生矾花较小, 难沉降, 上清液中絮状物极易被扰动。

由表3可知, 生化系统出水投加PAFC后SCOD, p H, NH3-N和TN与未投加时无明显变化;电导率随PAFC的投加量增加逐渐升高。

图3表明, 生化系统末端出水的磷酸盐的去除率与PAFC投加量呈线性关系, 只要增大PAFC的投加量, 出水磷酸盐浓度随PAFC的增加直线降低。

MBR生化系统末端出水经过膜过滤后, 不但去除了悬浮物和颗粒状固体, 而且大量胶体物质也被过滤去除[8]。由于水中有机胶体颗粒大量减少, PAFC的吸附和桥连作用降低, 混凝形成絮状物颗粒变小, 难沉降。对于生化系统后端还有混凝沉降和过滤工艺的污水厂, 可以考虑在混凝段投加PAM等有机混凝剂[9], 增强PAFC的吸附和桥连作用, 使絮凝颗粒变大, 易沉降。末端投加PAFC时, 因出水中有机胶体和悬浮物极少, PAFC的吸附和桥连功能降低, 主要是高价金属离子与PO43-作用, 生成磷酸盐沉淀, 表现为磷酸盐去除率与PAFC投加量呈线性关系。

3 结语

1) 污水处理过程中投加PAFC对SCOD和磷酸盐具有去除能力, 对NH3-N和TN的去除无贡献, 少量投加对p H无影响, 电导率略微升高。2) 前端投加PAFC在去除磷酸盐的同时也去除了部分碳源 (SCOD) , 考虑碳源对生物脱氮作用的重要性, 可能还需再补充外碳源来完成脱氮, 反而会增加污水处理成本。3) 若仅去除磷酸盐, 实验表明:理想投药点的选择依次为:生化系统末端 (末端) 、好氧区末端 (中端) 、进水 (前端) 。4) 就该污水厂而言, 选择前端和中端为投加点, PAFC达到一定浓度后, 磷酸盐和SCOD去除能力明显减缓, 合理的投加量为30 mg/L~45 mg/L;选择后端投加点, PAFC对磷酸盐p的去除呈线性关系。该厂PAFC的投加点和投加量可以为相关污水厂提供数据参考。

参考文献

[1]高宝玉.水和废水处理用复合高分子絮凝剂的研究进展[J].环境化学, 2011, 30 (1) :337-345.

[2]傅金祥, 李慧, 左悦.PAFC、PAC、PFC对活性污泥系统影响的实验研究[J].给水排水, 2010, 36 (322) :200-202.

[3]郑怀礼, 张海彦, 刘克万, 等.用于市政废水除磷的聚合氯化铝铁絮凝剂研究[J].水处理技术, 2006, 32 (6) :34-36.

[4]张自杰.废水处理理论与设计[M].北京:中国建筑工业出版社, 2003:119-123, 422.

[5]姜应和, 李玲玲.混凝法强化城市污水处理厂一级处理的实验研究[J].中国给水排水, 2000, 16 (3) :12-15.

[6]何伶俊, 汪勇, 黄皓, 等.江苏太湖流域污水处理厂一级A提标改造技术总结[J].中国给水排水, 2011, 27 (10) :33-39.

[7]马勇, 彭永臻.城市污水处理系统运行及过程控制[M].北京:科学出版社, 2007:303-304.

[8]黄霞, 左名景, 薛涛, 等.膜生物反应器脱氮除磷工艺处理城市污水的工程应用[J].膜科学与技术, 2011, 31 (3) :223-227.

污染物的去除机理 篇5

混凝法去除热轧浊环水中污染物的研究

采用混凝的.方法去除热轧浊环水中的污染物进行混凝剂筛选,确定最佳混凝剂为聚合硫酸铁.试验结果表明聚合硫酸铁处理热轧浊环水具有加药量少、絮体生成快、污染物去除率高,且不需投加助凝剂和抗冲击负荷能力强等优点.在其加药量为10 mg/L、酸度值pH8的条件下,SS、油和浊度的去除率分别达到98%、89%和97.6%.

作 者：贾秀明 林海 张薇薇 黎艳 JIA Xiu-ming LIN Hai ZHANG Wei-wei NI Yan 作者单位：北京科技大学环境工程系,北京,100083刊 名：科学技术与工程 ISTIC英文刊名：SCIENCE TECHNOLOGY AND ENGINEERING年，卷(期)：7(9)分类号：X703关键词：浊环水 混凝 油 悬浮物

污染物的去除机理 篇6

人工湿地系统是上世纪八十年代初期出现的, 它主要是用于处理工业中、污水中的污染物质的一项技术, 它运用了生态学的原理, 一个完整的生态系统是由不同种动物、植物、不同类型微生物、土壤等物质组成的。不同的成员在系统中发挥着不同的作用, 在对污染污处理过程中, 使用最多、作用发挥最大的是微生物, 因为微生物可以降解、吸收污水中的污染物质, 与其他系统成员作用后会达到一定的净化效果, 人工湿地系统的投资较少、抗冲击力较强、成本低、系统的维护也较为方便, 最重要的是可以很好的去除污染物质, 目前, 人工湿地系统已被应用于居民生活污水的净化、湖泊湿地的恢复和重建等。对人工湿地系统中微生物及微生物的作用进行研究, 可以帮助相关人员更好的建立人工湿地系统, 为人们的生活更好的服务。

1 人工湿地系统中微生物的分布特征

不同的人工湿地系统中的微生物也不同, 不同生态环境对微生物的影响不同。所以, 首先要了解不同种类的微生物的分布特征, 才能有效的将其利用, 使其更好的去除污染物。

微生物种群分布受系统有无植物影响, 人工湿地系统是由不同植物、不同动物、土壤、微生物构成的, 而微生物的数量受着系统中有无植物的影响, 据调查, 有植物的系统中的微生物数量比没有植物的系统中的多, 这是由于人工湿地污水系统中植物的根部位会分泌一种物质, 这种物质和系统中的氧气、氮气等物质结合加快了厌氧、好氧的矿化形成, 微生物的数量就会急剧增加, 微生物的数量越多, 人工湿地污水系统中的氧气含量就会越高, 系统中的输氧效果就会越好, 这也间接的使系统的去污能力变得强大。由此不难看出, 人工湿地系统中植物的数量、根系发达的质量会影响微生物的数量, 也会影响系统去污的质量, 所以, 要想使系统的去污效果明显, 可以考虑在一定程度上增加系统中植物的数量。

有时系统建设人员会根据系统建设的环境、地理位置、地形特点等会建设复合的人工垂直流湿地系统, 与普通系统相比, 在垂直流系统中的好养微生物数量会明显增高, 但其他微生物不会受到太大的影响。

2 影响系统中微生物的去污能力的因素

由上述内容可知, 系统微生物在系统内部会受到植物、系统类型、系统环境、地形特点等因素的影响, 污水系统中的微生物通常被称为病原体微生物, 而人工湿地系统中会使用系统中的微生物去除污水中的微生物, 要想将污水中的病原体微生物很好的去除, 除根据环境建设合适的人工湿地系统外, 还要考虑影响系统中微生物的去污能力会受到哪些因素的影响, 很好的将这些因素与系统环境进行结合, 加以利用, 会使系统的去污达到最佳效果。经调查研究, 作者对影响系统中微生物的去污能力的因素进行了整理后得出, 主要因素有以下几点。

2.1 基质因素

首先, 微生物的去污能力会受基质的影响, 不同基质中的微生物类型不同, 人工湿地系统建设的相关人员, 对系统研究时其中一种方法是模型研究法, 就是结合要研究的目标, 将某些因素定位常量、某个因素定位变量, 观察系统中的变化, 通过此方法对人工湿地系统中的基质因素进行研究, 研究时研究人员通过把土壤因素、系统填料因素作为变量, 其他因素作为常量进行研究, 通过在其余因素全部相同下, 在模型中放置不同类型的土壤或多种填料和单一填料进行研究, 最终得出不同的基质中微生物种群并不相同, 在现实生活中, 由于污水的来源、类型不同, 人工湿地中的微生物种群和数量也会有所差异, 所以, 这就间接导致了系统净化效率的不同。总之, 不同基质会影响微生物的类型、数量, 也会影响系统净化的效果。

2.2 温度因素

从生物学的角度来讲, 阳光会促进植物的有氧呼吸, 进行光合作用, 一些植物的生存是要有阳光的。温度的下降会影响微生物的代谢速率下降, 系统处于一定的低温下会影响系统对污染物的硝化作用。人工湿地系统的研究人员分别在夏季和冬季对系统微生物的数量、种类及净化效果进行了实验, 实验表明, 在两个相同的人工湿地去污生态系统中, 处于夏季的系统的净化效果大于处于冬季的系统, 但在这里值得注意的是, 在夏季当温度高于三十二度以上时, 系统的净化效果也会受到影响, 这是由于在夏季正常温度下, 微生物的硝化性能活跃, 几乎能将污染物中病原体微生物全部硝化, 而随着温度的降低或温度过高其硝化性能也逐渐降低, 到了冬季系统中微生物的硝化作用很难发挥, 导致净化效果不明显, 所以温度可以影响系统的净化效果, 在建设或使用人工湿地系统净化时一定要将系统处于合适的温度中。

2.3 营养物质因素

除注意上述两个因素外, 还要了解营养物质与微生物的关系, 因为无论在人工湿地系统中, 还是在要处理的具有污染物质的系统中, 在营养物质充沛的情况下, 都会加快微生物和病原微生物的繁殖, 但人工湿地系统的组成不能缺少营养物质, 这就必须要求人工湿地的相关人员, 要根据现实情况适量的为系统进行营养物质的添加。

3 结束语

综上所述, 作者首先阐述了人工湿地系统中微生物的分布情况, 发现在系统中微生物种群分布受系统有无植物影响, 这是由于植物根部的分泌物质与系统中的氧气、氮气等物质结合加快了厌氧、好氧的矿化形成所造成的。影响微生物分布的另外一个因素是系统的类型, 在人工垂直流湿地系统中其微生物的数量会明显增加, 其次, 作者结合科学研究结果说明了影响系统中微生物的去污能力的因素有哪些, 经研究表明影响的因素包括基质、温度、营养物质等, 这些因素都会在一定条件下影响人工湿地去污系统的去无效果, 由此看来, 人工湿地系统是一个具有多元素的系统, 因素的不同会严重影响到系统的去污能力, 所以, 要根据污染物的来源、类型、污染物中病原体的种类, 结合环境的温度选择合适的、适量的基质、营养物质建造和使用人工湿地生态系统, 使可以达到最佳的净化效果。

参考文献

[1]范玉玲.人工湿地系统微生物去除污染物的研究进展[J].环境科学导刊, 2009, 2 (12) :12-13.

[2]吴振斌, 周巧红.利用磷脂脂肪酸表征人工湿地微生物群落结构[J].中国环境科学, 2006, 26 (6) :738-740.

[3]张巍, 赵军, 郎成明, 等.人工湿地系统微生物去除污染物的研究进展[J].环境工程学报2010, 4 (4) :722-723.

[4]王青璐, 彭明春, 赵安娜, 等.人工湿地中影响微生物空间分布因素的探讨[J].环境科学导刊, 2009, 28 (2) :112-113.

[5]邢奕, 钱大益, 应高祥.应用耐冷菌株改善寒冷地区冬季人工湿地系统生物脱氮效果[J].北京科技大学学报, 2007, 29 (增刊2) :53-57.

污染物的去除机理 篇7

1 材料与方法

1.1 实验仪器与试剂

微囊藻毒素标样(中科院武汉水生生物所);分析纯过氧化氢(重庆,川江化工);化学纯硫酸亚铁(广东,西陇)。

JJ—4混凝试验搅拌机(金坛市科析仪器有限公司);DELTA320型pH计(上海,梅特勒-托利多);TGL—16B离心机(上海,安亭);UV—1601紫外分光光度计(日本,岛津);移液枪(上海,安亭);超纯水机(重庆,艾科浦)。

1.2 实验方法

取10 mL质量浓度为100 μg/L的微囊藻毒素标样于1 L湖水样中,用适当浓度的H2SO4和NaOH准确调节反应液的pH值,依次加入已预先准确配制的不同浓度H2O2和Fe2+溶液,控制反应温度为(24±2)℃,进行Fenton实验,在反应不同时段取样后,调节pH至8终止反应,分取水样测定CODMn、藻毒素、叶绿素a、UV254。测定方法见表1:

1.3 实验水样

实验用原始水样理化指标见表2:

2 结果与讨论

2.1 Fenton试剂氧化藻毒素

2.1.1 时间对Fenton试剂氧化微囊藻毒素的影响

在藻毒素质量浓度为1.6 μg/L、H2O2初始浓度为1 mmol/L、[H2O2]/[FeSO4]=10 ∶1(摩尔比,后同)、pH=4.0及反应温度为(24±2)℃的实验条件下,藻毒素的降解效果如图1所示。

从图1可以看出,反应开始阶段Fenton试剂对有机物的降解速率较高,仅5 min内对藻毒素的去除率就达到78.9%。在反应后期(60 min)藻毒素的去除率基本维持恒定,达到97%。在反应过程中,一方面随着反应时间的延长,H2O2已经消耗或分解完全,产生的OH·逐渐减少;另一方面MC被氧化生成了某些有机酸的中间产物,这些中间产物会和铁离子生成稳定的复合物沉淀下来,从而减少溶液中的游离态Fe2+,因此降低了OH·的产生而限制了有机物的降解率。

2.1.2 H2O2浓度对Fenton试剂氧化微囊藻毒素的影响

在藻毒素质量浓度为1.6 μg/L、[H2O2] ∶[FeSO4]为10 ∶1、pH=4.0及反应温度为(24±2)℃,反应时间为60 min的实验条件下,改变H2O2初始浓度分别为0.1～10 mmol/L,藻毒素的降解效果如图2所示。

由图2可知,在Fenton体系中,较小的H2O2浓度(0.1 mmol/L)即可以有14%以上的去除率。但H2O2浓度到5 mmol/L后,藻毒素去除率有所下降。这是因为H2O2 是OH·的生成剂,同时也是其清除剂。H2O2浓度比较低时,随着H2O2浓度的增加,OH·的生成速率增加,如式(1)、(2)所示:

undefined·+OH- (1)

undefined

但随着H2O2浓度的继续增加, H2O2对羟基自由基的捕捉作用也随之加强,从而使反应生成的一部分OH·被消耗掉,造成了H2O2的无效分解。反应式如下:

undefined

undefined

2.1.3 溶液初始pH值对Fenton试剂氧化微囊藻毒素的影响

在藻毒素质量浓度为1.6 μg/L、H2O2浓度为1 mmol/L、[H2O2]/[FeSO4]=10 ∶1、反应温度为(24±2)℃、反应时间为60 min的实验条件下,改变反应液初始pH值,考察不同pH值对藻毒素降解效果的影响,结果如图3所示:

由图3可以看出, 在考察的几个pH条件中,pH=4时MC的降解效果最好,随着pH的增大,MC的去除效率亦随之降低。这是因为pH升高时, 会抑制OH·的生成,同时生成的Fe3+又会形成羟基铁复合物导致溶液中铁离子浓度降低,难以建立有效的氧化还原反应系统。

有研究表明,在Fenton反应体系中,pH会降低到反应所需范围,这样即使不预先调节pH,反应也能正常进行[9]。因此,本实验除了选择pH为4～6的反应区间,还用原水在不调节pH的情况下做了MC的降解实验,在反应的各阶段测定pH值,进行降解效果的对比。结果如表3:

注:处理A～D条件为:H2O2=1 mmol/L,[H2O2]/[FeSO4]=10 ∶1,反应时间为60 min;pH分别如表3所示“反应前pH”;处理E条件为pH=4,H2O2 =5 mmol/L,[H2O2]/[FeSO4]=10 ∶1,反应时间为60 min。

从表3可以看出,在相同条件下,随着初始pH降低,反应后pH下降程度越明显。pH为4时,反应后pH值下降了0.8。pH为6.2时,反应后pH值降低至5.8,已经不在Fenton的最适范围。此外,对比处理A及处理E,在相同初始pH条件下,增加H2O2的量有助于反应pH的降低。对比处理A、处理B,反应后pH都降低到了Fenton的最适范围,但初始pH为4的处理效果远好于pH为5的处理效果,证明初始pH是Fenton反应的重要条件,不调节pH就进行Fenton反应的做法不利于反应达到最佳效果。

2.1.4 Fe2+对Fenton试剂氧化微囊藻毒素的影响

在藻毒素浓度为1.6 μg/L、H2O2浓度为1 mmol/L、 pH=4.0及反应时间为60 min的实验条件下,改变[H2O2]/[FeSO4],藻毒素的降解效果如图4所示:

由图4可知,当体系中存在少量的Fe2+时,藻毒素的去除率就能达到47.8%。从式(1)和式(2)可以看出,Fe2+在反应中起到激发和传递的作用,本身并不被显著消耗,由于反应(2)的速度比反应(1)慢,为使链反应能继续下去,需要在溶液中维持一定浓度的Fe2+。

2.2 Fenton试剂对有机物的去除

2.2.1 不同反应时间下有机物的去除

由表4可以看出,随着反应时间的延长,各种有机物的去除率都随之提高。反应60 min后,Fenton对叶绿素a的去除率为98.9%, CODMn的去除率为54.32%,但对UV254的去除贡献稍低,去除率为32.22%。从藻毒素的检测结果来看,当原水中藻毒素质量浓度为1.6 μg/L时,藻毒素的最大去除率达97.33%,剩余藻毒素质量浓度为0.04 μg/L。

2.2.2 不同H2O2浓度下有机物的去除

由表5可以看出,随着H2O2用量的提高,叶绿素a的去除率呈现先增大后减少的趋势。当H2O2浓度至5 mmol/L时,叶绿素a的去除率达到99.84%,随着H2O2浓度继续增加,去除率有所降低,为93.65%。藻毒素也表现出和叶绿素a相似的变化趋势,但从CODMn 和UV254的去除效果来看,它们的去除率随H2O2的增加而增高。这可能是因为实验通过调节pH,Fe3+沉淀下来停止反应,在[H2O2]/[FeSO4]不变的条件下,随着H2O2含量增加FeSO4的含量也随之增加,沉淀后产生的絮凝体也逐步增多。这些絮凝体在沉淀的过程中吸附了一定量的有机物使CODMn得到进一步去除;UV254作为有机物的参考指标也呈现相同的趋势。而藻毒素和叶绿素主要通过Fenton中的OH·去除,当H2O2过多,反应生成的一部分OH·被消耗掉,造成了H2O2的无效分解,使降解效果有所降低。

2.2.3 不同pH条件下有机物的去除

由表6可以看出,随着反应初始pH的增加,各种有机物的去除率都随之降低。最佳条件是初始pH为4,此时Fenton对叶绿素a的去除率为98.9%, CODMn的去除率为51.22%,UV254的去除率为33.9%,对藻毒素的去除效果较好,最大去除率达97.33%。

2.2.4 不同[Fe2+]/[H2O2]下有机物的去除

由表7可以看出,随着[H2O2]/[FeSO4]值的降低,各种有机物的去除率都随之增加。当[H2O2]/[FeSO4]的比值为50 ∶1时,对叶绿素a的去除率为59.64%, CODMn的去除率为29.57%,对UV254的去除率为16.26%,对藻毒素的去除率为47.85%。当[H2O2]/[FeSO4]的比值为10 ∶1时,各有机物的去除率得到大幅上升,其中叶绿素a及藻毒素的去除率分别达到98.90%和97.33%。

2.3 水中Fe的残留

在H2O2为1 mmol/L,[H2O2] ∶[FeSO4]为5 ∶1、10 ∶1、15 ∶1, pH为4的条件下,反应30 min后调节pH至8停止反应,在水样中投加10 mg/L的聚合氯化铝搅拌10 min,静置沉淀60 min后取样测定水中残留总Fe,结果见表8:

3 结论

Fenton法能有效地处理藻毒素污水。藻毒素的降解率与H2O2浓度、pH、Fe2+投加量有关。H2O2是羟基自由基的生成剂,同时也是羟基自由基的清除剂,因此H2O2投加量过高或过低都不利于Fenton体系氧化降解藻毒素;pH值的变化直接影响了Fe2+与Fe3+之间的动态平衡,从而影响了Fenton体系的氧化能力;Fe2+能提高对H2O2的分解;在处理湖泊水时,实验得到的最佳藻毒素去除条件是:H2O2初始浓度为1 mmol/L、[H2O2]/[FeSO4]=10 ∶1、pH=4,反应时间为60 min。此条件下,藻毒素的去除率为97.33%,CODMn的去除率为54.32%,UV254的去除率为32.22%,叶绿素a的去除率为98.90%。

参考文献

[1]俞顺章,赵宁.饮水中微囊藻毒素与我国原发性肝癌关系的研究[J].中华肿瘤杂志,2001,23(2):96-99.

[2]周伦,沈高飞.饮用水源中的微囊藻毒素与大肠癌发病的关系[J].中华预防医学杂志,2000,34(4):224-226.

[3]连民,刘颖.淡水湖泊周围水厂源水及出厂水微囊藻毒素的季节性调查[J].中国公共卫生,2001,17(9):797-798.

[4]吴和岩,郑力行,苏瑾,等.上海市供水系统微囊藻毒素LR含量调查[J].卫生研究,2005,34(2):152-154.

[5]冯景伟,孙亚兵,郑正,等.微囊藻毒素降解的高级氧化技术[J].工业水处理,2006,26(4):7-11.

[6]冯小刚,卫涛,袁春伟.饮用水中微囊藻毒素污染及其光催化降解的研究进展[J].东南大学学报:自然科学版,2004,34(5):705-710.

[7]董泽琴,张琳,张维,等.Fenton氧化法降解微囊藻毒素MC-LR的研究[J].安徽农业科学,20103,8(21):11658-11660.

[8]林星杰,杨慧芬,宋存义.UV254在水质监测中应用的研究[J].能源与环境,2006(1):22-24.

污染物的去除机理 篇8

自2004年被发现以来,石墨烯(Graphene)由于结构独特、性能优异、理论研究价值高、应用前景广阔而备受关注。石墨烯具有非常大的理论比表面积、很高的杨氏模量、超高的光学透过率、优良的导热性和导电性[1,2]。目前,人们已将石墨烯基纳米材料广泛应用于吸附剂、催化剂、药物载体等领域[3,4,5]。由于石墨烯具有疏水性表面,比表面积大,表面原子周围缺少相邻的原子,具有不饱和性,易与其他原子相结合而趋于稳定,具有很大的化学活性,因此具有很强的吸附能力和较大的吸附容量,是一种较为理想的吸附材料。本文介绍了石墨烯基纳米材料吸附去除有机污染物的研究进展,分析了影响因素和吸附机理,最后展望了石墨烯基纳米材料吸附应用的前景。

1 对染料的吸附研究

染料是主要的水污染物,来源于印刷、纺织、印染、造纸和纸浆,以及涂料行业,大部分染料分子结构复杂稳定,难以生物降解。由于染料分子在水中以离子形式存在,氧化石墨烯和石墨烯对染料的吸附主要归功于阴阳离子之间的作用力。由于氧化石墨烯和染料之间存在强烈的静电斥力,表现出对阳离子染料高吸附量,但对阴离子染料的吸附量偏低。由于π-π键堆积作用,石墨烯复合材料可以很好地吸附阳离子和阴离子染料。

Bradder等[6]首次在水溶液中研究了氧化石墨烯对阳离子染料亚甲基蓝(MB)和孔雀石绿(MG)的吸附能力,MB和MG的吸附量分别为351mg/g和248mg/g,远高于石墨和活性炭的吸附能力,吸附机制推测为静电吸引。其他研究人员还发现,氧化石墨烯对MB表现出非常高效的吸附能力,吸附量分别为714mg/g[7]和1939mg/g[8],在较低的温度和较高的pH值下吸附更加有效,溶解有机物质会增强对MB的吸附量。Liu等合成了3D海绵状的氧化石墨烯并测试其对阳离子染料MB和甲基紫(MV)的吸附能力,对MB和MV的吸附量分别是397mg/g和467mg/g,吸附活化能分别是50.3kJ/mol和70.9kJ/mol[9]。

Liu等[10]在20℃测试石墨烯对MB的吸附能力,最大吸附量为153.8mg/g,并对影响因素如pH值、接触时间、温度以及石墨烯用量也进行了研究。Li等[11]报道了石墨烯从水溶液中去除碱性红染料,15 ℃时最大吸附容量为317mg/g。Sun等[12]发现亚硫酸钠原位还原氧化石墨烯可以增强对阳离子染料吖啶橙的吸附能力,在相同的条件下,氧化石墨烯最大吸附量为1.4g/g,亚硫酸钠原位还原制备的石墨烯的最大吸附量为3.3g/g。Ramesha等[13]对比了氧化石墨烯和石墨烯对水溶液中的阳离子染料MB、MV、罗丹明B(RhB)和阴离子染料的吸附能力,结果表明,由于氧化石墨烯大量的负电荷密集,从而可以有效地吸附阳离子染料。

除了氧化石墨烯和石墨烯,氧化石墨烯和石墨烯组成的各种复合材料也被应用于不同的染料吸附。Sui等[14]制备了MWCNT-石墨烯复合气凝胶,其在水的净化、有机染料的去除和重金属离子的富集方面表现出非常优异的性能,对RhB、MB、品红和酸性品红的吸附量分别为150.2mg/g、191.0mg/g、180.8mg/g和35.8 mg/g。Cheng等[15]制备了具有亲水性和生物相容性的三维(3D)壳聚糖-石墨烯介孔结构,并测试在水溶液中它对活性黑5(RB5)的去除效率。当RB5的初始质量浓度为1.0 mg/mL时,去除效率达到97.5%。Nguyen-Phan等[16]合成了还原氧化石墨烯钛酸盐(RGO-Ti)混合物,此混合物具有较大的比表面积和较高的孔隙率,对MB染料的吸附量达83.3mg/g,高于纯石墨烯的48.7mg/g和管状钛酸盐的36.5mg/g。

几类含有Fe0、Fe3O4和MFe2O4(M= Mn,Zn,Co和Ni)的磁性氧化石墨烯复合物由于可以磁性分离也被用于对染料进行吸附。Xie等[17]制备了超顺磁氧化石墨烯-Fe3O4复合物(GO-Fe3O4),并测试其对染料MB和中性红(NR)的吸附,结果表明,GO-Fe3O4对MB和NR的吸附量分别为167.2mg/g和171.3mg/g。Ai等[18]使用一步溶剂热法获得了石墨烯-Fe3O4复合材料,其显示出超凡的吸附能力和吸附速度,能快速去除MB。Geng等[19]合成了功能化的还原氧化石墨烯-Fe3O4纳米粒子,该混合物具有多种用途,能用于吸附不同的染料,如RB、罗丹明6G (R6G)、酸性蓝92(AB92)和胭脂红(NC)。Sun等[20]制备了Fe3O4-还原氧化石墨烯(Fe3O4-RGO)混合物,并用此混合物对染料污染物MB和MG进行吸附,结果表明,在模拟染料水和真正的工业废水、湖水中,Fe3O4-RGO复合材料具有优异的去除效率(> 90%)。Wang等[21]合成了磁性Fe3O4/石墨烯的纳米复合材料,并用于从水溶液中吸附品红染料,重复使用5次后对品红的吸附量没有显著减小。Yao[22]合成了Fe3O4/石墨烯磁性复合材料(FGC),FGC对MB和刚果红(CR)的最大吸附量分别是45.3mg/g和33.7mg/g。

Li等[23]合成了磁性CoFe2O4功能化石墨烯(CoFe2O4-GNs)纳米复合材料,其对水溶液中甲基橙(MO)的吸附量高达71.5mg/g。Bai等[24]采用溶剂热合成法制备了还原氧化石墨烯和铁酸盐(MFe2O4,M=Mn,Zn,Co和Ni)混合物,所获得的混合物是去除染料污染物的有效吸附剂,2min内,当混合物质量浓度为0.6g/L时,对RB的去除效率超过92%,对质量浓度为5 mg/L的MB的去除效率为100%。Yao[25]合成了氨基功能化的Fe3O4/SiO2核壳纳米粒子,并将其与氧化石墨烯混合形成Fe3O4/SiO2-GO纳米粒子,结果表明,在25 ℃、45 ℃ 和60 ℃ 时对MB的最大吸附量分别是97.0mg/g、102.6mg/g、111.1mg/g。

Guo等[26]合成了Fe0-石墨烯复合材料(FGC)并用于亚甲基蓝溶液脱色。Fan等报道了磁性壳聚糖-氧化石墨烯复合物(MCGO)吸附苯胺蓝(CB)[27]和MB[28],并研究了MC-GO对亚甲基蓝吸附的影响因素,包括pH值、时间和温度。此外,MCGO稳定且容易再生,重复使用4次之后,吸附容量可达初始饱和吸附量的90%左右。

2 对苯系物的吸附研究

天然有机物和大量的芳香族污染物广泛存在于医药、农药等行业废水中,它们在水中溶解并进入环境产生剧毒,从而危害人体健康。一些研究者已经报道了使用氧化石墨烯和石墨烯来吸附腐殖酸、酚类化合物、农药和药物。通常认为疏水作用、π-π键交互作用、氢键、共价键和静电相互作用会影响碳材料表面粒子对有机化学品的吸附能力[29]。对于氧化石墨烯和石墨烯纳米片,大多数研究发现 π-π键交互作用在吸附中起到重要的作用。

Wu等[30]用石墨烯吸附丙烯腈,并研究了其对甲苯磺酸(p-TA)、1-萘磺酸(1-NA)和亚甲基蓝的吸附能力,结果表明,石墨烯对具有较大分子和更多苯环的有机化学品具有更快的吸附速度和更大的吸附能力,30 ℃时,石墨烯纳米片对p-TA、1-NA和亚甲基蓝的最大吸附量分别是1430 mg/g、1460mg/g和1520mg/g,重复使用5次吸附效率几乎保持不变。Li等[31]同样用石墨烯作为吸附剂从水溶液中除去苯酚,研究了pH值、用量、接触时间和温度对苯酚吸附效果的影响,在初始质量浓度为50mg/L、pH值6.3和12 ℃时,苯酚的最大吸附量可以达到28.26mg/g。Xu等[32]研究了不同实验条件(如接触时间、双酚A的浓度、温度、pH值和离子强度)下石墨烯纳米片在水溶液中对双酚A(BPA)的吸附能力,29 ℃时对BPA的吸附量为182mg/g,高于其他含碳吸附剂。此外,NaCl的存在可促进吸附过程,而碱性pH值范围和更高的溶液温度对吸附过程是不利的。由于 π-π键相互作用,氢键作用有利于石墨烯纳米片对BPA的吸附。

Pei等[33]研究了氧化石墨烯和石墨烯对1,2,4-三氯苯(TCB)、2,4,6-三氯苯酚(TCP)、2-萘酚和萘(NAPH)的吸附效果。结果表明,疏水作用和其他特定的相互作用发生在吸附过程中,TCB、TCP和2-萘酚主要通过 π-π键相互作用而吸附在石墨烯上,而TCP和2-萘酚在氧化石墨烯上的吸附归功于TCP与2-萘酚的羟基与GO的含氧官能团形成氢键作用。

Zhao等[34.35]用高分散磺化石墨烯吸附水溶液中的萘和1-萘酚芳香污染物,磺化石墨烯对萘和1-萘酚的吸附量接近2.3~2.4mmol/g,高于活性炭、有序介孔二氧化硅、天然膨润土和多壁碳纳米管。他们认为高吸附与石墨烯和芳香族有机分子间强大的π-π键相互作用有关。

3 对农药的吸附研究

Maliyekkal等[36]使用氧化石墨烯和石墨烯吸附一些农药,如毒死蜱(CP)、硫丹(ES)、马拉硫磷(ML),石墨烯具有比氧化石墨烯更好的吸附性能,对CP、ES和ML的吸附量高达1200 mg/g、1100 mg/g、800 mg/g。密度泛函分析表明,水在吸附过程起到媒介作用,石墨烯和农药之间直接相互作用是相当弱的。他们还使用糖作为石墨烯前体合成砂-石墨烯复合物,并测试其对罗丹明6G(R6G)和CP的吸附能力,实验结果表明对R6G和CP的吸附量分别为55mg/g和48mg/g,均优于活性炭[37]。

Wu等[38]测试了磁性石墨烯纳米复合材料对5种氨基甲酸酯类农药的富集(速灭威、呋喃丹、抗蚜威、异丙威、乙霉威),在最佳条件下,富集倍数分别为474、720、868、577、794,高于分散液液微萃取和超声波辅助表面活性剂增强乳化微萃取效果。

4 对其他有机物的吸附研究

Hartono等[39]首次在水溶液中利用氧化石墨烯对腐殖质酸(HA)进行吸附,发现氧化石墨烯比石墨具有更高更强的吸附能力,氧化石墨烯的最大吸附量为190mg/g,高于活性炭。Gao等[40]研究了氧化石墨烯对一些抗生素(诸如四环素、土霉素、强力霉素)的吸附能力,最大吸附量分别可达313mg/g、212mg/g和398mg/g,随着pH值或Na+浓度的增加,吸附能力会下降,吸附机制可能是由于 π-π键相互作用及阳离子-π键结合。Hu等[41]制备了分散和稳定的RNA-氧化石墨烯,并用于吸附饮用水中的微量毒素肽(微囊藻毒素-LR),RNA-氧化石墨烯的吸附能力在极端的pH值、温度、离子强度和天然有机物条件时会下降,但它适合吸附受污染饮用水中的痕量污染物。Li等[42]制备了磁性Ni-石墨烯纳米复合材料(Ni@GSs-C(CH3)2COONa),该纳米复合材料在去除废水中的芳香族化合物时呈现出吸附速率快,对高苯、甲苯和二甲苯的吸附能力高,易于磁性分离和再生等优点。

5 结语

氧化石墨烯和石墨烯是拥有高表面积和官能团的新型碳材料,这些材料可有效吸附液体污染物。氧化石墨烯和石墨烯可与金属/金属氧化物或有机物形成复合物,从而提高其吸附能力。磁性氧化石墨烯/石墨烯复合物的优点在于很容易磁性分离和回收再利用。

室内甲醛污染去除方法的研究进展 篇9

1 日常甲醛处理法

1.1 通风换气法

通风换气法利用新鲜空气的流通去除居室内积累的甲醛。据贾松树[5]等人的研究表明,当门窗关闭8h后,甲醛浓度可高达关窗前的4～7倍。由此可见,定时通风换气对去除刚装修完的屋子内的甲醛有必要作用,但是此法也只适用于甲醛污染较轻的场合,对于含有中高浓度甲醛的居室则无法起到真正的净化作用。

1.2 控制温度湿度法

日常生活中还有通过控制室内的温度和湿度,调控甲醛污染源的排放,避免其过度的积累。研究表明,甲醛的释放量随温度的升高及湿度的增大而增加[6]。这也是夏季室内甲醛的排放量远高于其他季节的主要原因。

1.3 盆栽植物吸收法

根据文献[7]报道,一些绿色植物可以使甲醛通过自身的代谢反应并将其转化为有机酸、糖和氨基酸[8],如常春藤、万年青、吊兰、芦荟及龙舌兰[9]等均对甲醛有明显的吸收作用。根据欧坚泉等人[10]研究表明,当甲醛初始浓度为15 mg/m3时,连续观察7 d,常春藤对甲醛有较强吸收作用。耿孝恒等[11]通过模拟试验显示,普通吊兰对甲醛的吸收能力最高,虎尾兰次之,芦荟随后,吸收率均在80 %以上。此法虽然既能美化环境,又能提高空气质量,但也存在作用时间长、净化效率低等缺点,因此,采用盆栽来吸收甲醛也只能作为降解甲醛的一种辅助手段。

2 物理吸附法

物理吸附法,指利用吸附材料吸附甲醛来除去甲醛废气的方法。常用的吸附剂有多孔炭材料、蜂窝状活性炭、球状活性炭、活性炭纤维以及分子筛、沸石、多孔黏土矿石、活性氧化铝和硅胶[12]等。此法简单易推广,但吸附剂需定期更换,随着时间延长,甲醛有可能从吸附剂上重新释放,形成二次污染。

3 化学去除方法

3.1 化学反应法

化学反应方法是通过化学试剂与甲醛发生化学反应,将其转化成其他物质(H2O、CO2等)从而使之降解的方法[13]。这类驱除甲醛污染的方法在短时间内效果为佳,但由于其具有强烈的氧化性,对家具家私的表面会产生腐蚀损坏。因此,推广的程度不是很大。

3.2 低浓度臭氧氧化法

低浓度臭氧氧化法是利用臭氧的极强氧化性使之与甲醛反应,生成CO2和H2O,以达到去除甲醛的目的。据汪耀珠[14]等的研究,在紫外光照射下,低浓度臭氧对甲醛气体的去除率为41.74 %,其中甲醛初始浓度为3.03～8.7 mg/m3,臭氧浓度为0.05～0.075 mg/m3。而Qi Hong[15]等研究了在连续流加模式下,通过UV/TiO2/O3工艺流程,初始浓度为1.84～24 mg/m3的甲醛的降解率在73.6 %和79.4 %之间。当臭氧浓度提升至141 mg/m3,湿度为50 %时,甲醛的降解率可达94.1 %。

3.3 光催化氧化法

光催化氧化法则是通过一定波长光的照射,使半导体光催化材料将甲醛分解为无害无味物质(CO2,H2O),目前被认为是光催化反应的最佳催化剂是纳米TiO2。甲醛在TiO2表面先被氧化成中间产物HCOOH,再随着光照时间的延长,最终形成CO2。这类甲醛去除方法具有反应条件简单、反应过程伴随氧负离子产生净化空气及杀菌抑菌等优点,但对高浓度的甲醛净化效率反而低。Liang等[16]比较了在紫外光刺激下,三种纳米材料TiO2、Ag/TiO2和Ce/TiO2薄膜对甲醛的分解率。结果显示,Ag和Ce的掺杂能增强TiO2对甲醛的分解,其中Ce/TiO2的光催化力明显高于其余两种催化剂。José Roberto Guimarães[17]等通过增强UV照射下,H2O2与甲醛的氧化反应,可以去除98 %的1 200～12 000 mg/L的甲醛。Somjate Photong[18]等对SiO2/TiO2薄膜进行氨基功能化,使其甲醛降解能力提高了15倍。Rokhsareh Akbarzadehd[19]等则是在TiO2薄膜上掺杂V2O5(氧化钒),在太阳光的照射下,其甲醛催化降解率提高了3～6倍。

4 生物降解法

生物降解法又称为微生物降解法,其原理为微生物以甲醛为底物,通过代谢降解,将其转化为简单的无机物(CO2,H2O)或细胞组成物质等。微生物降解甲醛具有成本低、效率高等特点,正逐步成为热门研究之一,更是拥有良好的应用前景。根据已有报道,甲醛降解菌株基本上为甲基杆菌和假单胞菌,也有一些真菌。

黄赛花[20]等分离得到一株真菌Aspergillus flavus H4,当甲醛初始浓度为1.241 g/L时,该菌株的降解率为8.62 mg/(L·h)。Kondo[21]等分离的Aspergillus nomius IRI013在添加10 g/L葡萄糖和1 g/L酵母膏的条件下,可100 %降解初始浓度为4.5 g/L的甲醛。对于初始浓度为1.2 g/L的甲醛,Methylobacterium sp.MF1[22]能在200 h内将其降解完全;而另一株甲基杆菌Methylobacterium sp.XJLW[2]在52 h内只能降解31 %。但当由CaCO3调控培养液pH时,其休止细胞可以耐受60 g/L的甲醛,且8 h内降解96 %的30 g/L的甲醛。Iwahara[23]等分离得到一株青霉菌属菌株Paecilomyces sp.No.5,甲醛耐受浓度可达20 g/L,且在20 d内将其降解完全。而Pseudomonas pseudoalcaligenes OSS[24]则可在24 h内完全降解初始浓度为3.7 g/L的甲醛。另外,还有三株恶臭假单胞菌P.putida A2[25]、P.putida KT2440[26]和P.putida xyz-zjut[27],最高甲醛耐受浓度分别为0.4 g/L,0.045 g/L和6.00 g/L。其中,P.putida xyz-zjut还能在35 h内将4.00 g/L的甲醛降解完全。

Methylobacterium sp.XJLW和P.putida xyz-zjut为本试验分离所得,并对其甲醛代谢途径,高耐受高活性降解甲醛机理进行了研究,为微生物降解甲醛的应用奠定试验基础。

5 结语

室内甲醛污染的日益严重,对人类健康产生严重危害。日常生活中,人们通常采用通风换气法、控制温度湿度法及盆栽植物吸收法等措施来处理居室内甲醛的积累。但这几类方法都存在一定的局限性,作用时间长、净化效率低,只适用于甲醛污染较轻的场合。物理处理法简单易推广,但作用时间不长,还容易产生二次污染。化学处理的方法效果较明显,但是成本高,不易推广。微生物降解甲醛成本低、性能稳定且效率高,因此拥有良好的应用前景。研究就这几种甲醛处理方法进行了介绍,为甲醛生物降解反应器的研制奠定理论基础。

摘要：甲醛作为室内污染物,严重危害人体健康。主要对几种常见的甲醛去除方法展开综述,为进一步研究甲醛降解提供理论依据,也为高效甲醛生物反应器的研制推广奠定研究基础。

污染物的去除机理 篇10

本研究选择四川彭山观音纺织印染有限公司、成都纺织印染工业集中发展区污水处理厂作为研究对象。这几个实验对象的生产工艺、废水处理工艺涵盖面广, 作为研究对象有一定的代表性和实例性。

2 工作方法

本项目以现场实验数据和实验室检测数据为基础, 以印染废水, 尤其是印染混合废水这一特定的研究对象作为本课题研究的实验和试验对象。主要通过现场检测、实验室检测和理论结合数据分析的研究方法, 对各种工艺技术实际应用到印染废水后主要污染物的去除效率进行归纳统计, 并结合理论知识对其进行研究和解释, 在充分考虑印染废水特点的前提下, 综合各影响因素, 选择合适运行参数, 确定更优化的处理工艺。并对实际考察的废水处理工艺提出改进措施, 使印染废水处理设施能够更加经济高效的稳定运行。

2.1 工作周期

分别对2家企业现有数据进行摸底, 同时根据进水量和处理量, 计算出各处理设施的停留时间, 根据停留时间, 设计各厂采样及测量时间。一般来说, 取三个停留周期为我们的实验周期。

2.2 实验仪器

便携式COD测量仪一套、756PC分光光度计一台、带摄影拍照功能生物显微镜一台, 及其它附属仪器。

2.3 采样点选择

对于单个企业, 由于其处理工艺有所不同, 所以, 采样点的选择亦不同。原则上, 每一个完整工序的进出口都要进行采样和检测。如某企业废水处理工序如下:进水-调节池-初沉池-厌氧池-好氧池-二沉池-气浮池-出水。则采样点为:进水口、调节池出口、初沉池出口、厌氧池出口、好氧池出口、气浮池出口、二沉池出口。本次研究主要针对生化处理系统的处理效果, 所以采样点主要设在生化处理系统的进出口处, 并分类抽样印染企业不同工段废水, 进一步验证文献报道污染物浓度。

2.4 数据测定

1) COD测定:现场测定采用便携式COD测量仪进行;见附录《中华人民共和国环境保护行业标准;水质, 化学需氧量的测定---快速消解分光光度法》[HJ/T-399-2007]。实验室测定见附录《中华人民共和国国家标准;水质, 化学需氧量的测定——重铬酸盐法[GB 11914-89]。仪器见附录, 长春吉大;小天鹅仪器有限公司 (GDYS-101SQ) 《化学耗氧量 (COD) 测定仪使用说明书》。

2) PVA测定:用棕色瓶贮存样品, 定期送至实验室, 采用硼酸-碘分光光度法进行测定。见附录《四川省地方标准;水质, 聚乙烯醇 (PVA) 含量的测定——硼酸-碘分光光度法》[CHKY-0701-2007]。GDYS-101SQ COD2 PVA- (PVA) ----[CHKY-0701-2007]

3) 色度测定:稀释倍数法测定。3

3结果与分析

3.1四川彭山观音纺织印染有限公司

该企业废水处理工艺流程如下:

该企业污水处理设施由于在初始设计时, 没有考虑到企业后续的大规模扩产, 故设计参数存在取值太小问题;污水处理设施建成后, 不能有效处理企业生产污水。后经过数次改造, 处理效果有一定改善;但是, 由于生产源头没有控制, 生产中长期使用高污染、高浓度的染料、助剂, 废水性质十分复杂, 非常难于处理。本实验取样时, 所取水样来自于车间内部浓液, 比调节池要高50%左右。经实际调查, 其厌氧池效果很小, 没有达到设计要求。生化处理采用SBR工艺, 效果不是太明显, COD、PVA去除率分别为32.77%、16.24%;对PVA的处理效果尤其差。而其后的二次沉淀, COD、PVA去除率分别为10.42%、9.54%, 效果也非常差, 这跟其来水性质有很大关系[1,2]。建议该企业推行清洁生产, 从源头杜绝污染物的高排放。在取样期间, 该厂正在进行中水回用的系统改造, 这也导致了部分污水处理设施工作不正常, 有些污水检验值偏高。具体数据如下:

3.2成都纺织印染工业集中发展区污水处理厂

该企业废水处理工艺基本流程如下:

该企业污水处理设施采用的是目前国内最成熟、PV常A用的工艺。设计处理能力20000m3/d, 目前处于调试期, 废水处理量保持5000m3/d左右。由于该污水处理厂要收集处理的是印染[3-纺4]织工业园内5家企业的所有生产废水, 故废水水质可以说是最复杂, 也最难以降解。目前, 经过一年多调试运行, 该厂出水已经可以稳定达标, COD最低达到50mg/L。由于曝气池内污泥性状良好, 该厂前处理混凝沉淀工序已经停止使用混凝剂, 而是使用多余的污泥进行替代, 有一定效果。其水解酸化池效果较佳, COD、PVA去除率分别为22.83%、7.41%;最为关键的是其水解酸化的作用明显, 大分子难降解物质分解成小分子易降解物质的反应很好, 这一点从后续曝气池效果可以看出来。一级曝气池是削减污染物的主要工序, COD、PVA去除率分别为69.82%、79.98%, 效果非常好, 污泥性状和微生物组成及活性处于理想状态。而二级接触氧化池主要是针对难降解物质 (PVA等) 。通过其长期运行监测记录可以发现, 二级接触氧化虽然污染物削减率不高, 但是所处理的都是最难降解的物质, 是水质能否达到一级排放标准的关键[3,4]。其具体监测记录如表2。

从以上监测数据及对比可以看出, 彭山观音纺织印染有限公司采用一级生化处理, 进水浓度较高, 出水超标严重, 而成都纺织印染工业集中发展区污水处理厂出水水质相对较好, 但不能稳定达标。因此有必要对以上工艺作出调整, 使出水达到排放标准。

4 建议

1) 建议各个印染企业应加强管理, 减少使用难降解的浆料, 并实施清洁生产, 从源头减少污染物的排放;

2) 由于不同地区、不同企业所采用的印染工艺不一, 印染废水的水量、水质也存在差别, 要得到一个严格意义上普遍性的印染废水优化方法十分困难, 因此, 不同地区的印染企业应因地制宜, 选择符合自身需要的废水处理工艺进行优化, 以达到最佳的运行处理效果。

参考文献

[1]何瑜, 邱凌峰, 李玉林.脱色剂在印染废水处理中的应用[J].水处理技术, 2007, 32 (7) :8-11.

[2]薛志成.采用粉煤灰预处理印染废水色度[J].陕西防治, 2007, 2:64.

[3]崔洪友.膜分离处理印染废水研究进展[J].世界科技研究与进展, 2006, 28 (5) :43-47.