絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验（精选7篇）

篇1：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

采用絮凝-BC法-氧化絮凝工艺对高浓度印钞废水的.处理进行试验研究.结果表明,该工艺技术可行,处理后CoD去除率达到99.9%,出水达到了国家规定的一级排放标准.

作 者：成应向 CHENG Ying-xiang  作者单位：湖南省环境保护科学研究院,长沙,410004 刊 名：环境科学与技术  ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY 年，卷(期)： 29(5) 分类号：X793 关键词：印钞废水   絮凝   BC法   氧化絮凝  

 

篇2：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

将接触絮凝工艺应用于活性染料废水的`处理,具有处理效果好、产泥量少、处理费用低等特点.经接触絮凝工艺后,废水的CODCr由3 639 mg/L降低到1 463 mg/L;再经H2O2-Fe2*氧化法处理,CODCr进一步降低到220mg/L,色度去除率达到98%以上,基本达到排放要求.

作 者：吴永强 刘跃辉 何延青 张志刚 李桂柱  作者单位：吴永强,何延青,张志刚,李桂柱(河北建筑工程学院城市建设系,张家口,075024)

刘跃辉(保定市市政公用工程建设监理有限公司,保定,071000)

刊 名：环境工程  ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL ENGINEERING 年，卷(期)： 23(6) 分类号：X131 关键词：接触絮凝   氧化   活性染料废水   优尼克净水剂  

篇3：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

如果对ABS装置排放的污水直接采用生化法处理, 则处理水中仍会含有大量的污染物, 影响排水水质。另外, 大量微细粉末和胶乳进入生化系统中, 会对生化系统造成冲击, 甚至导致整个生化系统的正常运行。所以, ABS装置排放的污水在进入生化系统之前, 必须进行预处理, 以去除其中大部分微细粉末和胶乳类物质, 使其达到生化系统进水要求。

2 污水预处理现状

污水中的主要污染物为固体微细粉末和胶乳类物质 (主要为苯乙烯、丙烯腈等有机物以及各种添加剂) 。水温为30℃左右, PH值显中性, COD、BOD值高, 可生化性一般, 并且由于其工艺特点导致污水乳化严重, 污水静止后所形成的沉 (浮) 渣与水相间亲合力差, 且易与水形成均一的混合液。

经监测该污水水质如下:CODcr含量在2500~3800mg/L、BOD5在1500~2000mg/L、SS在1300~2000 mg/L、电导率在5000~7000μs/cm。目前采用絮凝与溶气气浮相结合的处理工艺, 不能有效地去除污水中的可沉颗粒, 不能起到对污水胶质类物质进行破乳的作用, 从而影响溶气系统的溶气效果, 如造成溶气释放器堵塞、除渣困难等。

3 PB聚合清釜水和接枝聚合清釜水絮凝、破乳试验

ABS污水的处理, 目前国内尚无定型的技术方法及工艺流程, 本实验分别取PB聚合清釜水和接枝聚合清釜水原液各500ml做絮凝分离试验, 检测分离效果及悬浮物去除率、COD去除率。

3.1 试验药剂浓度说明

(1) 混凝剂 (复合药剂) 含量为3%—6%的溶液。

(2) 絮凝剂 (复合药剂) 含量为0.1‰—0.3‰的溶液。

3.2 试验过程

(1) 取PB聚合清釜水50kg, 取接枝聚合清釜水50kg。

(2) 用1000ml烧杯取PB聚合清釜水500ml, 用吸量管向烧杯内加入配好的混凝剂20ml, 加入过程中用玻璃棒不断搅拌;再用吸量管向烧杯内加入配置好的絮凝剂20ml, 加入过程中也是用玻璃棒不断搅拌, 大约1分钟后, 原液呈上下分离为二层, 大约静止2分钟后, 絮凝结果如图1所示。

(3) 用1000ml烧杯取接枝聚合清釜水500ml, 用吸量管向烧杯内加入配好的混凝剂30ml, 加入过程中用玻璃棒不断搅拌;再用吸量管向烧杯内加入配置好的絮凝剂30ml, 加入过程中也是用玻璃棒不断搅拌, 大约1分钟后, 原液呈上下分离二层, 大约静止2分钟后, 絮凝结果如图2所示。

3.3 试验结果

分离后的PB聚合清釜水和接枝聚合清釜水下层清液做COD、悬浮物含量、PH值结果与原液对比如下表:

PB聚合清釜水COD去除率可达99.5%, 接枝聚合清釜水COD去除率为97.8%;PB聚合清釜水和接枝聚合清釜水悬浮物去除率均达到99.9%, 效果较为理想。

4 结论

试验表明, 所采用的混凝剂、絮凝剂完全可以用于处理PB聚合清釜水、接枝聚合清釜水COD、悬浮物高的问题, 处理后可以达到后续工艺过程的进水要求。

摘要：本文是以降低ABS污水悬浮物指标为目的, 通过试验分析, 结合生产实际, 选择适合本装置的处理工艺及污水药剂, 最终实现处理后ABS污水悬浮物达标排放。

关键词：ABS污水,悬浮物,絮凝,去除率

参考文献

[1]张超, 李本高.石油化工污水处理技术的现状与发展趋势[J].工业用水与废水, 2011 (04) .

[2]柳建国.石油化工污水处理技术及进展[J].山东科学, 2002 (02) .

篇4：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

摘要：[目的]研究絮凝法处理中密度纤维板生产废水的效果.[方法]利用ZZH絮凝剂处理中密度纤维板生产废水,介绍试验方法、步骤,分析作用机理和效益.[结果]以500 ml废水中加入0.10 ml絮凝剂为最佳投加量,静置时间4.0 h最好.采用滤布抽滤对CODCr和SS去除率低于用滤纸抽滤,但相差不大,下层沉淀物用滤布抽滤后即可达到工业生产回用水水质要求.ZZH型絮凝剂的凝聚-絮凝机理是表面络合沉淀过程.采用ZZH型絮凝剂处理后,该公司每年节约成本346.8万元,CODCr减排357.7 t,SS减排246.4 t.采用ZZH型絮凝剂CODCr去除率达94.45%,SS去除率达95.61%,处理后的`水质达到工业生产回用水水质要求.[结论]采用ZZH絮凝剂处理中密度纤维板生产废水,操作简单,去除效率高,具有显著的经济效益和环境效益.作 者：邵坚 武艳丽 作者单位：邵坚(华北水利水电学院,河南郑州,450011)

武艳丽(河南省开封县环境保护局,河南开封,475100)

篇5：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

本工作以DMP作为模型化合物, 对酞酸酯类化合物在电絮凝—H2O2氧化法处理下的去除机理进行研究, 利用多种分析手段对处理过程进行跟踪分析, 以期找到有效的降解方法。

1 实验部分

1.1试剂与仪器

实验所用试剂均为分析纯;实验用水为反渗透水;DMP溶液:质量浓度为1 g/L、pH为3。

U-3010型紫外-可见光谱仪:日本Hitachi公司;SP-2000型紫外-可见分光光度计:上海光谱仪器有限公司;AVATAR-370型傅立叶变换红外光谱 (FTIR) 仪:美国Nicolet公司;6890-5973型气相色谱-质谱联用 (GC-MS) 仪:美国Agilent公司; PHS-3B型精密pH计:上海雷磁精密科学仪器有限公司;WSP-35型直流稳压器:北京市宣武区仪表厂;电絮凝—H2O2氧化反应器:Φ8.5 mm×0.5 m, 铁作阳极, 碳作阴极, 自制。

1.2实验方法

取DMP溶液2.5 L放入反应器, 加入质量分数为30%的H2O2溶液2.00 mL, 每隔12 h补加H2O2溶液2.00 mL, 插入四组并联的铁-碳电极 (交错放置) , 在10 V直流电压下进行反应。反应期间, 每隔30 min取样过滤, 用1 cm比色皿于230 nm处测定试样吸光度;每隔4 h取样过滤, 进行紫外扫描 (200～350 nm) ;每隔12 h取样过滤, 用乙醚萃取, 测定红外光谱;取15, 20, 25 h的反应液, 用乙醚萃取, GC-MS分析。

1.3分析方法

采用pH计测定pH;采用紫外-可见分光度法测定DMP的质量浓度;采用重铬酸钾法测定COD[23];采用FTIR仪测定红外光谱;采用GC-MS仪测定反应过程中DMP结构的变化及其降解产物的存在形态, 色谱条件为:BPX-35毛细管柱 (30 m×0.25 μm×0.25 μm) 、载气为氦气、柱流量0.62 mL/min, 升温程序1为40 ℃恒温3 min、以5 ℃/min的升温速率升温至150 ℃、以20 ℃/min的升温速率升温至270 ℃, 升温程序2为100 ℃恒温3 min、以5 ℃/min升温速率升温至150 ℃、以20 ℃/min升温速率升温至270 ℃;质谱采用标准电子轰击电离 (EI) 源, 离子源温度200 ℃, 汽化温度300 ℃, 离子化电压70 eV, 分流比30 ∶1。

2 结果与讨论

2.1反应液pH随反应时间的变化

反应过程中对反应液pH变化情况进行跟踪检测, 反应液pH随反应时间的变化见图1。由图1可见, 在0～8 h时, 反应液pH急剧增大, 这是由于在反应过程中阴极不断消耗反应液中H+ 生成H2;而在8 h以后, 反应液pH基本维持在11～12, 此时反应液多余的OH-与Fe2+ 和Fe3+ 不断反应, 生成Fe (OH) 2和Fe (OH) 3, 因此反应液pH维持在一个稳定的范围。反应液pH变化情况表明, 整个电絮凝—H2O2氧化的降解过程分为两个阶段。

2.2DMP的降解过程

不同反应时间反应液的紫外吸收光谱谱图见图2。由图2可见, 随着反应的进行, 反应液的紫外吸收逐渐降低, 说明反应液中的DMP已被降解。反应液吸光度随反应时间的变化见图3。由图3可见, 在0～12 h内, 吸光度迅速减小, 说明此时DMP的去除速率较快;而在12 h后, 吸光度的变化减小, 说明DMP的去除速率明显减缓;反应80 h后, 吸光度很小, 说明反应液中DMP基本被去除。

2.3COD的去除效果

不同反应时间的反应液COD去除率见图4。由图4可见:在0～40 h时, COD去除率迅速增加, 说明反应液中有机物的降解较快;在反应40 h后, COD的去除率达95%以上, 可认为水中有机物基本降解。

2.4FTIR分析结果

不同反应时间反应液的FTIR谱图见图5。由图5可见:反应时间为 0 h时, 3 000～3 070 cm-1处为苯环上的C—H伸缩振动峰, 1 450, 1 490, 1 580, 1 600 cm-1处为苯环骨架的伸缩振动峰, 1 290 cm-1左右处为芳环碳与酯羰基碳连接发生的C—C伸缩振动峰, 744 cm-1处为苯环邻位取代的特征峰, 1 724 cm-1处为酯羰基的undefined伸缩振动峰, 1 190 cm-1和1 120 cm-1处为酯基C—O—C的反对称与对称伸缩振动峰, 2 950 cm-1和2 840 cm-1处为甲基的C—H反对称与对称伸缩振动峰;

反应时间为24 h时, 2 850～2 960 cm-1处振动峰的相对强度大大降低, 说明反应液中DMP上的甲基被率先氧化, 而3 400 cm-1左右处的O—H伸缩振动峰的出现也表明反应液中有羟基物质在降解过程中生成;反应时间为36 h以后, 3 400 cm-1处的羟基特征吸收峰消失, 证明降解过程中产生的羟基物质随后被降解, 而3 000～3 070 cm-1和1 450～1 600 cm-1处的吸收峰减弱, 表明苯环结构进一步被破坏;同时1 380 cm-1、1 460 cm-1和2 850～2 950 cm-1左右处的甲基和亚甲基的特征吸收峰加强, 表明苯环被降解为直链 (或带有支链) 的烃类化合物。在随后的降解过程中, 酯基和烷基的吸收逐渐减弱, 直至最后完全消失, 说明整个降解过程已经完成。

2.5GC-MS分析结果

为了了解DMP在反应过程中结构变化及其降解产物的存在形态, 对不同反应时间的反应液进行了GC-MS分析, DMP在反应过程中降解产物十分复杂, 主要为邻苯二甲酸甲酯、邻苯二甲酸、环戊酮、己烯、直链烃、脂环烃等, 对每种降解产物进行定量分析是十分困难的。

3 DMT的降解机理

在电絮凝—H2O2氧化过程中主要存在三种作用, 即氧化作用、絮凝作用和气浮作用;但从反应液pH随反应时间的变化可以看出, 以降解时间8 h为界, 电絮凝—H2O2氧化主要可以分为两个过程, 在这两个过程中三种作用所产生的效果各不相同。

3.1氧化机理

在0～8 h的过程中, 反应液吸光度和COD都迅速减小, 说明在酸性条件下以电Fenton氧化反应为主, 产生的羟基自由基有效地降解了反应液中的DMP。但反应12 h时的反应液红外光谱中未见特征吸收峰有明显变化, 这是因为在酸性条件下, Fenton氧化反应十分迅速, 产生的羟基自由基迅速与电极周围的DMP发生反应。在反应过程中, 因反应液无法进行充分搅拌, 使得DMP分子的热运动扩散速率低于羟基自由基的生成速率, 故被部分氧化的DMP分子被就近逐步氧化, 直至完全矿化。

在8 h以后, 反应液pH维持在11～12, Fenton反应只能在很小的范围内进行, 较低的电Fenton反应速度, 使DMP分子充分扩散, 而不会在短时间内被降解掉, 也使得采用FTIR和GC-MS对降解中间体的捕捉成为可能, 观测到降解产物在各个处理阶段的存在形态, 通过各个阶段降解产物的结构分析, 可以发现, DMP上的甲基首先被逐步氧化, 生成邻苯二甲酸, 苯环进一步被破坏, 被降解为直链 (或带有支链) 的烃类化合物, 最后被完全矿化生成为CO2和H2O, 主要以下述过程进行降解:

3.2絮凝机理

当反应进行到8 h后, 反应液pH维持在11～12, Fe (OH) 2和Fe (OH) 3大量生成, 极大地限制了电Fenton反应, 然而, 低的降解速率仍可使体系中有机物以较快的速率去除, 表明此时发生作用的不仅仅是电Fenton氧化反应, 而起主导作用的是絮凝与气浮机制, 对絮凝产物进行的FTIR分析证实了这一推测。

3.3气浮机理

在电絮凝—H2O2氧化进行到12 h后, 随着大量Fe (OH) 2和Fe (OH) 3胶体的产生, 气浮作用开始显现。利用氢气泡的气-液界面可吸附污水中的絮凝物, 在氢气泡向上气浮的过程中, 使污染物得以去除。同时, 水体表面富集的一层固体浮升物有效地将水体与大气隔离, 使Fe (OH) 2能够稳定存在, 而不易被氧化成为Fe (OH) 3, 保证了絮凝的效果。

4 结论

a) 采用电絮凝—H2O2氧化法处理邻苯二甲酸二甲酯废水, 实验结果表明整个电絮凝—H2O2氧化处理过程可以分为两个阶段:即反应时间为0～8 h时以电Fenton氧化反应为主, 反应8 h以后以絮凝作用和气浮作用为主。

篇6：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

臭氧氧化技术近年来广泛应用于对印染废水的色度和难降解有机物的去除[1]。但是对一些高浓度印染废水, 单独采用臭氧氧化法不仅处理成本较高, 且COD去除效果不理想。因此, 寻求经济廉价的废水处理材料与臭氧联用对印染废水进行处理是值得研究的课题。赤泥作为Al2O3工业产生的不溶性残渣, 具有化学成分稳定、分散度高、比表面积大、吸附性能好、在水介质中稳定性好等特点[2], 在工业废水、废气处理方面具有较好的应用前景[3,4,5,6,7,8,9,10,11,12,13,14,15,16]。

本工作以改性赤泥为絮凝剂, 对5种不同类型的模拟印染废水分别采用单独改性赤泥絮凝、单独臭氧氧化及改性赤泥絮凝—臭氧氧化法进行了处理, 并对处理条件进行了优化。本方法一方面实现了废弃物的综合利用, 另一方面大大降低了臭氧用量, 取得了令人满意的结果。

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

实验用试剂均为分析纯;实验用染料均为工业级;赤泥主要成分 (质量分数) 为:Al2O331.94%, CaO28.46%, SiO220.00%, Fe2O35.45%, TiO25.20%, Na2O 4.42%。

UV-1201型紫外-可见分光光度计:北京瑞利分析仪器公司;PHs-25C型酸度计:上海大普仪器有限公司;CFZY-6型臭氧发生器:广州绿奥环保科技有限公司;JH-12COD型恒温加热器:青岛崂山电子仪器总厂有限公司;MY 3000-6智能型混凝试验搅拌器:潜江市梅宇仪器有限公司;臭氧反应器:容量为1L, 高径比为8, 自制。

1.2 实验方法

1.2.1 单独改性赤泥絮凝实验

按照参考文献[2]制备改性赤泥絮凝剂。

分别量取800mL、质量浓度均为1g/L的直接酸性大红4BS (4BS) 、活性黄KD-3G (KD-3G) 、分散红S-R (S-R) 、酸性黑ATT (ATT) 、硫化黑BRN (BRN) 模拟印染废水于烧杯中, 加入改性赤泥絮凝剂25mL, 调节模拟印染废水pH至7, 然后在搅拌器上先快速搅拌5min, 再慢速搅拌5min, 最后静置沉淀20min, 过滤后取样进行分析。

1.2.2 单独臭氧氧化实验

分别量取800mL、质量浓度均为1g/L的4BS, KD-3G, S-R, ATT, BRN模拟印染废水于臭氧反应器中, 连续通入臭氧1h (臭氧发生量为50mg/min) , 每间隔10min取样1次, 所取试样过滤后进行分析。

1.2.3 改性赤泥絮凝—臭氧氧化联合处理实验

分别量取800mL、质量浓度均为1g/L的4BS, KD-3G, S-R, ATT, BRN模拟印染废水于臭氧反应器中, 通入臭氧预处理5min, 然后移至烧杯中加入改性赤泥絮凝剂25mL, 调节模拟印染废水pH至7, 然后在搅拌器上先快速搅拌5min, 再慢速搅拌5min, 最后静置沉淀20min。过滤后滤液通入臭氧10min, 取样进行分析。

1.3 分析方法

按照GB 11914—89《COD测定重铬酸钾法》测定模拟印染废水的COD;采用紫外-可见分光光度计在各染料的特征吸收波长处测定出水吸光度, 并计算脱色率。

2 结果与讨论

2.1 单独改性赤泥絮凝效果

采用赤泥制备无机高分子复合混凝剂, 在生成多核多羟基配位络合物及高分子聚合物的同时, 随着水解聚合作用的不断进行, 还可生成聚合度更高的多核羟基铝铁共聚物, 该共聚物可能为有序排列、链接重复的高分子[17]。因此, 改性赤泥絮凝剂具有强大的压缩双电层, 同时具有吸附性好、沉淀速度快的优点。

单独改性赤泥絮凝处理前后模拟印染废水的COD变化见图1。由图1可见:经单独改性赤泥絮凝处理后4BS, KD-3G, S-R, ATT, BRN 5种模拟印染废水的COD均有不同程度的降低;其中BRN模拟印染废水经单独改性赤泥絮凝处理后COD最低, 为90.48mg/L。单独改性赤泥絮凝处理对5种模拟印染废水的COD去除率分别为68.4%, 57.8%, 74.2%, 62.9%, 84.7%。由此可见, 改性赤泥絮凝处理对含分散染料及硫化染料的模拟印染废水的COD去除效果较好。

单独改性赤泥絮凝处理前后模拟印染废水的吸光度变化见图2。由图2可见:单独改性赤泥絮凝处理对各种模拟印染废水的脱色效果均较好;其中S-R模拟印染废水经处理后的吸光度值最低, 为0.072。单独改性赤泥絮凝处理对4BS, KD-3G, S-R, ATT, BRN 5种模拟印染废水的脱色率分别为72.4%, 80.3%, 91.8%, 78.3%, 87.7%。由此可见, 单独采用改性赤泥絮凝法对不同种类的模拟印染废水进行处理, 可在很大程度上去除模拟印染废水的COD和色度, 但残余量仍较高[18]。

2.2 单独臭氧氧化效果

单独臭氧氧化处理下模拟印染废水的COD变化见图3。由图3可见:臭氧对5种不同类型模拟印染废水均有较好的处理效果;经30min臭氧氧化后, 不同类型模拟印染废水的COD均稳定在一定水平;继续投加臭氧时, COD变化不大。由此可见, 臭氧单独氧化处理虽具有反应迅速的特点, 但氧化作用并不彻底。

染料种类:○4BS;□KD-3G;△S-R;◇ATT;★BRN

单独臭氧氧化处理下的COD去除率见图4。由图4可见:单独臭氧氧化处理对不同类型模拟印染废水的COD去除率存在差别;对直接染料的去除效果较好, 对酸性染料、活性染料及硫化染料的去除效果次之, 对分散染料的去除效果较差。

染料种类:○4BS;□KD-3G;△S-R;◇ATT;★BRN

单独臭氧氧化处理下模拟印染废水吸光度的变化见图5。由图5可见:臭氧对不同模拟印染废水均具有很强的脱色能力;反应进行10min后, 各模拟印染废水的脱色率均达97.0%以上。说明臭氧对不同类型染料的发色基团均能进行有效破坏, 并使染料脱色。

染料种类:○4BS;□KD-3G;△S-R;◇ATT;★BRN

臭氧的直接氧化作用有两种方式:一种是偶极加成反应;另一种是亲电取代反应。由于臭氧具有偶极结构, 因此臭氧分子很容易与含有不饱和键的有机物进行加成反应;亲电取代反应主要发生在有机物分子特别是芳香烃类化合物结构中电子云密度较大的部分。因此, 臭氧与有机物之间的反应具有很强的选择性, 它与有机物之间的反应活性与有机物上特定的取代基密切相关。以上特点决定了单独使用臭氧对有机物分子不能实现彻底的氧化。

2.3 改性赤泥絮凝—臭氧氧化联用效果

改性赤泥絮凝—臭氧氧化联用下模拟印染废水COD的变化见图6、吸光度的变化见表1。改性赤泥絮凝—臭氧氧化联用, 仅需通入臭氧15min, 废水COD的去除效果达到稳定时所需时间的50%。由图6和表1可见:采用改性赤泥絮凝—臭氧氧化联用法处理4BS, KD-3G, S-R, ATT, BRN 5种模拟印染废水, 处理后COD均低于100mg/L, COD去除率分别可达90.9%, 88.9%, 94.5%, 89.4%, 96.6%;脱色率均高于99.0%。说明采用改性赤泥絮凝—臭氧氧化联用法处理各模拟印染废水, 可大大降低臭氧的使用量, 且可获得比单独臭氧氧化和单独改性赤泥絮凝更好的处理效果。

联用方法能够得到较高的COD及色度去除率, 分析其原因主要在于臭氧的助絮凝作用, 先投加臭氧预处理 (或者投加臭氧的同时加入絮凝剂) , 有助于在絮凝阶段使悬浮小颗粒形成更大的颗粒而沉淀, 使溶解性的有机物形成胶体粒子而去除, 在加快絮凝沉淀速度的同时, 在后续的沉淀过程中提高COD及色度去除率, 另一方面, 由于臭氧预处理和改性赤泥絮凝的作用, 大大减轻了后续臭氧氧化的处理负荷, 同时可能由于臭氧预氧化—改性赤泥絮凝作用机制的影响, 使得后续臭氧继续氧化时, 能在较短的时间内获得更高的去除效果。

3 结论

篇7：絮凝-BC法-氧化絮凝工艺处理高浓度印钞废水试验

本工作采用内电解—Fenton氧化—絮凝沉淀的化学集成技术作为焦化废水的预处理工艺, 优化了各工段的运行参数, 以期实现提高废水可生化性、减少稀释新水用量的目的。

1 实验部分

1.1 试剂和材料

七水硫酸亚铁、30% (w) H2O2溶液、硫酸、盐酸、Na OH:分析纯。

聚丙烯酰胺:相对分子质量为3×106, 分析纯;活性炭:果壳基活性炭, 一等品, 碳元素的质量分数不小于21%, 平均粒径为3 mm;铁屑:某钢铁联合企业产出的机械加工的废弃钢铁铁屑, 呈不规则蜷曲状。

废水:某钢铁联合企业化工厂蒸氨后的含氨废水 (剩余氨水) , 废水水质见表1。

1.2 内电解实验

铁屑装填前用热碱溶液反复搓洗除油, 然后用3% (w) 的稀盐酸浸泡活化30 min, 以去除铁屑表面的氧化物。活性炭在使用前先用废水浸泡24 h, 以减少吸附作用对实验结果的影响。参考已有的文献报道[2,6], 首先将铁屑与活性炭以1∶1的体积比进行均匀混合, 然后装填在自制的柱形内电解反应器中。用浓硫酸调节反应器进水p H, 进行动态实验。

1.3 Fenton氧化实验

考虑到实际应用, 反应温度设定为常温 (22℃左右) 。用烧杯取200 m L内电解出水, 在磁力搅拌下进行Fenton氧化反应。加药顺序为先加入七水硫酸亚铁, 再加入H2O2溶液。

1.4 絮凝沉淀实验

F e n t o n反应结束后, 首先加入10% (w) 的Na OH溶液, 将p H调节至9.5~10.0, 然后加入1 mg/L的聚丙烯酰胺, 搅拌均匀后静置沉降0.5 h即可实现分离, 上清液即为处理后出水。

1.5 分析方法

按文献[7]所述方法测定COD[7]、ρ (NH4+-N) [7]、BOD5[7]、含油量[7]等指标。采用梅特勒-托利多SG2型p H计测定p H。

2 结果与讨论

2.1 内电解工段参数的优化

2.1.1 HRT

在内电解进水COD为3 665.1 mg/L、内电解进水p H为2.71的条件下, 内电解HRT对内电解出水COD的影响见图1。由图1可见, 当HRT分别为0.5, 1.0, 1.5, 2.0, 2.5 h时, 内电解出水COD分别为2 194.3, 2 042.6, 2 021.6, 1 953.8, 1 876.5 mg/L, 说明HRT的延长有利于COD的去除。在实际工程应用中, HRT的延长会增加设备投资, 扩大占地面积, 提高运行成本, 而过短的HRT又难以保证处理效果。综合考虑, 确定内电解工段的最佳HRT为1.0 h。

2.1.2 内电解进水p H

在内电解进水COD为3 812.4 mg/L、内电解HRT为1.0 h的条件下, 内电解进水p H对内电解出水COD的影响见图2。

由图2可见:当进水p H分别为2.25, 2.58, 3.14, 3.76, 4.51时, 内电解出水COD分别为1 974.5, 2 026.7, 2 065.2, 2 952.4, 3 123.6 mg/L;随p H的增加, 内电解工段对COD的去除效果呈逐渐下降的趋势;特别是当进水p H从3.14增至3.76时, COD的去除效果明显下降。根据实验结果并结合实际工程的特点, 确定内电解工段的最佳进水p H范围为2.6~3.1。

2.2 Fenton氧化工段参数的优化

2.2.1 Fe2+加入量

在Fenton氧化进水COD 1 927.3 mg/L、H2O2加入量700 mg/L、Fenton氧化进水p H 2.93、Fenton氧化反应时间1.0 h的条件下, Fe2+加入量对Fenton氧化出水COD的影响见图3。由图3可见, 随Fe2+加入量的增加, COD的去除效果反而下降。这是因为当Fe2+加入量过高时, 会加速H2O2的分解, 致使·OH还没有与有机物反应就已经分解, 导致H2O2的利用率下降, 处理效果变差[8]。因此, 选择Fe2+加入量为200 mg/L。

2.2.2 H2O2加入量

在Fenton氧化进水COD 2 028.6 mg/L、Fe2+加入量200 mg/L、Fenton氧化进水p H 3.10、Fenton氧化反应时间1.0 h的条件下, H2O2加入量对Fenton氧化出水COD的影响见图4。

由图4可见, 随H2O2加入量的增加, Fenton氧化出水COD先呈下降趋势, 但当H2O2加入量增至1 000 mg/L后, 出水COD略有上升。这是因为, H2O2加入量过高时, 在反应一开始就将Fe2+迅速氧化为Fe3+, 不仅部分H2O2发生了无效分解, 而且在一定程度上增加了出水COD[9,10]。因此, 选定H2O2加入量为1 000 mg/L。

2.2.3 Fenton氧化进水p H

在Fenton氧化进水COD 1 981.6 mg/L、Fe2+加入量200 mg/L、H2O2加入量1 000 mg/L、Fenton氧化反应时间1.0 h的条件下, Fenton氧化进水p H对Fenton氧化出水COD的影响见图5。由图5可见, 进水p H从3.03增至5.01时, 出水COD总体呈现上升趋势;但进水p H小于3.03时, 对COD的去除效果反而下降。这是因为, 过低的p H抑制了Fe3+向Fe2+的转化, 催化剂的减少影响了氧化效果[11]。综上所述, Fenton氧化进水p H在3.0左右时具有最佳的氧化效果, 在实际的工程应用中可控制p H在此范围内。

2.2.4 Fenton氧化反应时间

在Fenton氧化进水COD 2 216.7 mg/L、Fe2+加入量200 mg/L、H2O2加入量1 000 mg/L、Fenton氧化进水p H 2.93的条件下, Fenton氧化反应时间对Fenton氧化出水COD的影响见图6。

由图6可见:反应时间为0.5 h时, 出水COD较高, 可以认为反应还没有进行完全;反应时间延长至1.0 h时, COD迅速下降;继续延长反应时间至2.0 h, COD降幅趋缓, 仅下降了10 mg/L左右。在保证氧化效果的同时, 反应时间越短越好, 可减小池体容积、节省投资。因此, 最佳Fenton氧化反应时间确定为1.0 h。

2.3 预处理效果

在上述优化条件下得到的Fenton氧化出水经絮凝沉淀工艺处理后, 上清液的水质指标为:COD<2 250 mg/L, BOD5/COD>0.28, ρ (NH4+-N) <40 mg/L, 含油量小于50 mg/L。

在最佳运行参数下, 内电解工段对COD的去除率达到40%以上, Fenton氧化—絮凝沉淀工段对COD的去除率达到25%以上。

综上所述, 内电解—Fenton氧化—絮凝沉淀的化学集成技术对废水的总COD去除率大于55%, 处理后的废水BOD5/COD大于0.28, 不添加稀释新水即可进入后续生化处理系统。该工艺占地面积小、系统结构简单、易于工业化, 废水预处理成本为4~5元/t。

3 结论

a) 内电解工段的填料采用钢铁铁屑与活性炭的混合物 (体积比1∶1) , 最佳运行参数为HRT 1.0 h、进水p H 2.6~3.1, 对COD的去除率达到40%以上。

b) Fenton氧化工段的最佳运行参数为Fe2+加入量200 mg/L, H2O2加入量1 000 mg/L, 进水p H 3.0左右, 反应时间1.0 h。Fenton氧化—絮凝沉淀工段对COD的去除率在25%以上。

c) 内电解—Fenton氧化—絮凝沉淀的化学集成技术对废水的总COD去除率大于55%, 处理后的废水BOD5/COD大于0.28, 不添加稀释新水即可进入后续生化处理系统。该工艺占地面积小、系统结构简单、易于工业化, 废水预处理成本为4~5元/t。

摘要：采用内电解—Fenton氧化—絮凝沉淀的化学集成技术预处理焦化废水, 优化了各工段的运行参数。实验结果表明:在钢铁铁屑与活性炭的体积比为1∶1的条件下, 内电解工段的优化参数为进水pH 2.6~3.1、HRT=1.0 h;Fenton氧化工段的优化参数为Fe2+加入量200 mg/L、H2O2加入量1 000 mg/L、进水pH 3.0左右、反应时间1.0 h;絮凝沉淀工段的设定参数为进水pH9.5~10.0、聚丙烯酰胺加入量1 mg/L、静置沉降0.5 h。在上述工艺条件下, 该集成技术对废水的总COD去除率大于55%, 处理后的废水BOD5/COD大于0.28, 不添加稀释新水即可进入后续生化处理系统。该工艺占地面积小、系统结构简单、易于工业化, 废水预处理成本为4~5元/t。

关键词：焦化废水,内电解,芬顿氧化,絮凝沉淀,预处理

参考文献

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