硝基苯生产废水（精选9篇）
硝基苯生产废水 篇1
1. 引言
硝基苯生产废水是一种含盐有机工业废水，如对这种废水采用电解法，膜分离法，焚烧法，深井灌注法进行处理，则电解法和焚烧法的运行费用高，膜分离法存在废水中的SS和有机污染物对膜的堵塞问题，深井灌注法容易产生二次污染等问题，所以也很难在实际中推广。
在硝基苯废水处理工艺选择上，物理处理技术操作简单，反应快速，但材料成本高，二次污染严重;化学处理技术处理速率快，耐受污染浓度高，但能源消耗大，工业化难度大;生物处理技术操作安全，运行成本低，能实现污染物完全矿化，但也存在微生物耐受污染浓度低，降解速率慢，菌种的筛选培养问题。
对于含有高浓度难生物降解有机物的工业废水，采用物理化学预处理手段十分有效。它既可降低有机物浓度，又可改善其生物降解性，为后续的生物处理创造条件。因此，采用物化处理和生化处理相结合，首先将硝基苯类物质转化为易生物降解物质，降低毒害性，再通过生化过程进一步将有机物去除的方法成为目前处理难生物降解有机物的首选手段。
2. 废水来源
硝基苯类生产废水主要来自TNT, MNT生产过程中各级洗涤分离器，其废水中主要含有一硝基甲苯CMNT)，硝基苯以及其它硝基苯类化合物的衍生物。根据废水的酸碱度，硝基苯类废水又分为碱性废水和酸性废水，其中碱性废水中硝基化合物的含量小于1400 mg/L, COD为25000 mg/L左右，pH值为12;酸性废水中硝基化合物的含量小于120 mg L, COD为1300 mg/L以下，pH小于2。企业所排放的生产废水中，构成COD的有机污染物主要为硝基苯类物质及其衍生物，这类物质均为微生物难降解或不可降解、有毒有害有机物，可生化性差，是其废水处理难点所在。
3. 处理方案的选择与确定
目前国内外研究较多的物化处理方法主要有：混凝沉淀、活性炭吸附、化学氧化、萃取、蒸发、焚烧法等。化学氧化法是炸药废水物化处理中最重要的方法，其研究深度和广度大大超过其它方法。化学氧化技术又分为化学催化氧化、湿式氧化技术、超临界水氧化技术、电化学处理技术以及光催化氧化等，目前国内外对此方面的技术研究都很多，报导的也很多，但大多处于方案室阶段，工业化应用存在大量技术问题，未能实现经济有效地应用。在众多化学氧化技术中，针对湿式氧化技术及以铁屑为主的电化学处理技术的研究相对集中，而且有相关工程实例。湿式氧化技术及电化学处理技术都是近几年来国内外最新兴起的高级氧化技术，对难降解污染物大都有很高的去除与降解效率。其中以湿式氧化技术处理效率最高，但此技术投资大，对设备的材质要求高，运行期间耗能大，只能适用于高浓度，小水量的有机废水，不宜用于大水量工程项目上。
电化学处理技术中以铁炭微电解为代表，此技术是以微电解产生的电能做激发能，破坏硝基化合物的结构，使其变成易于生物降解的小分子物质，提高废水的可生化性，同时具有很好的脱色效果。由于铁炭微电解采用微电解产生的电能为激发能，无须通电，处理每吨水的铁屑耗量根据水质的不同约在0.2～0.5kg之间，运行费用不高，可适用于大水量的情况。鉴于此：本次试验方案采用“铁炭微电解+组合生化处理+后处理”的联合处理工艺。
最终确定试验工艺流程图如下：
4. 处理工艺步骤
为了更好的验证工艺的可行性，确保今后的工程可靠运行，本方案按照工厂提出的MNT酸、碱水的排放比例情况，试验用水采用酸性水与碱性水的比例为3:2配比。经配比后的废水进入酸析池，调节废水pH为2～3，此调节过程是一个酸析过程，混合后的废水由于酸析的原因产生大量黄红色悬浮物，经初步沉淀过滤后，上清液进入铁炭微电解装置，经铁炭微电解过程废水中大部分的硝基化合物被转化为苯胺类物质，提高了废水的可生化性。铁炭微电解装置出水加碱调节p H后进入一级沉淀池，经絮凝沉淀后上清液进入中间水池，经提升泵提升进入生化厌氧段时进行厌氧处理，出水进入生化好氧段时进行好氧处理，然后由泵打入后处理装置进行处理，最终达标排放。
为确保污染物的达标排放，工艺中设置了化学氧化即Fenton法的加药装置，此工艺为最终出水的“把关工艺”，以应付突发情况。由于化学氧化设置在流程末端，使得化学氧化所需投加的药剂要远少于在始端投加，因而运行费用较低。
废水处理工艺分为预处理、生化处理及后处理三部分。预处理由酸析+铁炭微电解工序组成;生化处理由厌氧+好氧工序组成;后处理由高级氧化+生物炭组成。
4.1 预处理工艺
由于这部分废水是整个废水处理的制约因素，也是整个废水处理中的难点，为确保整体处理效果，本论文采用“高浓度废水酸析+动态铁碳微电解池两级还原+Fe2+/Fe3+还原氧化”预处理工艺。通过采用本处理方式不但可将硝基苯类废水中的主要污染物COD去除50%左右，酚钠去除率95%以上，而且可将废水中的硝基化合物转化为氨基化合物，提高废水的可生化行，为后续的生化处理创造条件。
本文预处理系统采用“动态铁碳微电解池两级还原Fe2+/Fe3+还原氧化预处理”技术。动态铁碳微电解池具有运行费用低、能耗小的特点，而且卸装填料十分方便，催化剂的加入有效提高了微电池反应的速度。同时由于动态铁碳微电解池的特殊构造，使废水在反应过程中激起的漩涡有利于刷新铁屑填料的反应界面从而提高内电解反应的效率并可延长铁屑床的老化时间。采用动态铁碳微电解池两级还原，可确保还原过程中必要的H+浓度，有利于还原过程的进行，并有效防止Fe2+/Fe3+氢氧化物在反应器内因pH过高而沉淀、有效避免铁屑的板结。
Fe2+/Fe3+还原氧化预处理技术可进一步将硝基苯还原为苯胺类物质，然后由Fe3+氧化为醒类物质在混凝沉淀中进一步去除。同时生成的Fe (OH) 2絮体本身具有很强的还原性，这样使还原气氛贯穿整个预处理过程。加上Fe3+具有的氧化能力，可进一步将苯胺类有机物氧化成溶解度很小的醒式结构化合物，有效提高了预处理的效率。现场方案证明可达到或接近相关资料介绍的硝基苯类、苯胺类、COD预处理去除率88.5%，50.5%，70%的效果。
为进一步提高废水预处理效果并满足后续生化处理工艺需要，废水经还原氧化预处理后，采用石灰中和并沉淀，上清液进入生化处理工艺。
4.2 生化处理工艺
对硝基化合物废水经预处理后，厌氧段采用UASB/AF的工艺，厌氧环境可进一步还原未能物化处理完全的硝基化合物，提高废水的可生化性。好氧处理系统采用活性污泥+BAF处理工艺，可在将废水中的硝胺类污染物、苯类等物质氧化的同时避免了石灰石中和带来的Ca2+附着于填料上，后续的BAF处理工艺将降解过程中产生的氨氮、硝酸盐氮、业硝酸盐氮及少量有机物染物分解。
为提高废水的可生化性，在生化处理过程中引入部分生活污水，混合比例为1:1。如有条件，应尽可能提高生活污水比例。
4.3 后处理工艺
考虑到废水成分的复杂性及影响处理效果因素的多样性、可变性，为确保废水处理严格达标排放，生化处理工艺的出水采用“絮凝→过滤→生物炭”处理工艺。
絮凝-过滤是在投加絮凝剂的基础上，使废水中残余的悬浮物得以去除。
吸附法是目前去除DNT, MNT, TNT等较为有效的方法，活性炭是应用最广的吸附剂，通常活性炭的比表面积高达500～1700m2/g，具有机械强度好，化学性质稳定、来源广、廉价等优点，可脱除废水中剩余的微量污染物及色度，确保废水的达标排放。
采用生物活性碳技术，可将微生物富集并通过固定化微生物的降解作用使活性炭吸附能力得以恢复，从而大大延长了活性碳的更换周期。
3.4废水处理工艺流程处理工艺
工艺流程简述：
废水处理设施由四个单元构成：即：预处理单元：包括高/低浓度废水调节池、酸析池/微电解池/中和混凝池;生化处理单元：包括厌氧系统和好氧系统;后处理单元：包括混凝、过滤、生物炭系统;污泥处理单元：包括污泥池、污泥浓缩池、压滤机等。
5. 试验过程调整
在中试试验现场，实际情况与设计存在一定误差，所以在中试过程中做了如下调整。
(1）调整碱性废水酸析用酸品种
原工艺方法：先将碱性废水用成品酸调整pH值，后与酸性废水混合进入电解阶段。
工艺调整：先将碱性废水与酸性废水按比例混合，调节p H值进行酸析后，再进入电解阶段。
调整原因：经过一段时间的运行，发现直接对碱性废水进行酸析时消耗大量的高浓度成品酸，影响运行成本。而酸性废水的pH较低，能够起到一定的酸析作用，减少了高浓度成品酸的用量。
工程实施时，如厂方能够提供高于酸性废水酸度的废酸，可用原工艺方法，这样可以节省一次性投资。
(2）加装回流管线
原工艺方法：原计划在生化部分加入少量生活污水(主要用于补充生化所需的P及微量元素)，以提高废水的可生化性。同时，生活污水能够稀释硝化物含量，进一步保证微生物的安全。
工艺调整：加装出水回流装置。将经过生化处理后的出水与微电解出水混合均匀后，再进入生化处理。
调整原因：由于中试现场没有生活污水，若使用自来水代替则成本过高，且不尽合理。所以，决定改造管路，将生化出水进行回流。此举能够稀释生化进水的有毒物质含量，改善生化部分的抗冲击能力，降低运营成本。
(3）酸析过滤池扩容
原工艺方法：酸析过滤池滤料面积较小。
工艺调整：制作体积为1m3的酸析过滤池，与原过滤池连通。
调整原因：酸析过后生成大量红色悬浮物，需要去除。中试采用的是以石英砂作为主要滤料的滤池，由于原工艺过滤面积较小，无法保证铁炭微电解部分的进水量，所以，通过扩容过滤池加以解决。
(4）延长Fenton反应时间
由于增加回流，Fenton反应停留时间偏短，因此将Fenton反应池后的中和池也改为反应池，将中和加药过程移至中间池进行。
6. 结束语
采用“铁屑内电解+组合生化处理+后处理”的联合处理工艺处理含硝基化合物废水切实可行，进水硝基化合物浓度在50mg/L以内对生化影响不明显。在工程上通过预处理并采用回流方式，这个指标是可以达到的。
摘要：根据硝基苯类生产废水特点, 确定本次处理方案采用“铁炭微电解+组合生化处理+后处理”的联合处理工艺。在中试试验现场, 实际情况与设计存在一定误差, 所以在中试过程中做了些调整:调整碱性废水酸析用酸品种、加装回流管线、酸析过滤池扩容、延长Fenton反应时间。
关键词：硝基苯化合物,废水,Fenton试剂法,微电解,铁炭
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硝基苯生产废水 篇2
电催化氧化技术处理硝基苯废水的试验研究
摘要：用实验室自制的活性炭粒子填充电极电催化氧化反应器对模拟硝基苯废水进行了降解处理.初步探讨电催化氧化反应的机理,考察了电流强度、反应时间、进水浓度等对硝基苯去除率的影响.用一元线性回归方程对不同初始浓度和电流强度降解后硝基苯的相对残余浓度对反应时间的相关性进行了分析,结果发现相关系数大于临界相关系数,硝基苯的降解符合表观一级反应动力学模型,求出了各反应条件下的一级速率常数.通过用spss软件分析,表明不同的`初始浓度和电流强度下ln(C0/C)对时间的相关性显著.实验结果表明,在本实验条件下,硝基苯的去除率达到95%以上,能有效的催化降解硝基苯.作 者：吴伟 吴春笃 WU Wei WU Chun-du 作者单位：江苏大学生物与环境工程学院,镇江,21 期 刊：环境科学与技术 ISTICPKU Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY 年，卷(期)：, 29(11) 分类号：X703 关键词：硝基苯 废水处理 电催化氧化 动力学
硝基苯生产废水 篇3
本工作采用吸附—Fenton氧化—絮凝法处理该企业的对硝基苯胺生产废水(简称废水),考察了吸附剂种类、脱附条件、吸附剂重复使用次数、Fenton试剂铁屑加入量以及絮凝剂种类等因素对废水处理效果的影响,获得了初步的优化工艺流程,为进一步工业应用奠定了一定的理论和实验基础。
1 实验部分
1.1 废水水质
废水取自生产对硝基苯胺的某化工厂,为加石灰回收氨后的生产废水,废水水质见表1。
1.2 试剂和仪器
亚硝酸钠、氢氧化钙、盐酸、H2O2 (质量分数为30%)、甲醇、乙醇:分析纯;活性炭(AC-1和AC-2):湖州森奇活性炭有限公司;D101型大孔树脂(D101)、DM301型大孔树脂(DM301):蚌埠市天星树脂有限责任公司;聚合氯化铝、阴离子型聚丙烯酰胺(阴离子PAM):Mr≥3×106;阳离子PAM:Mr≥3×106。
PHSJ-4A型pH计:上海精密科学仪器有限公司;85-2型恒温磁力搅拌器:常州国华电器有限公司。
1.3 实验方法
1.3.1 吸附—脱附
室温下取吸附剂5.0 g/L加入到废水中,静置吸附,每隔4 h取上清液测定对硝基苯胺含量,直到吸附平衡。将吸附饱和的吸附剂分离回收后,加入一定量质量分数为10%的稀盐酸在一定温度下静置脱附2 h。脱附处理后将吸附剂洗涤至中性,80℃下烘干,循环使用。
1.3.2 Fenton氧化
Fenton试剂选择铁屑和H2O2组合。将经过吸附处理的出水调节pH至3.0,加入一定量Fenton试剂,在500 r/min搅拌条件下反应1 h,停止反应后取样分析。
1.3.3 絮凝
选择阴离子PAM、阳离子PAM和聚合氯化铝3种絮凝剂进行絮凝沉降实验。将Fenton氧化处理后的出水加适量碱调节pH至6.5,加入一定量絮凝剂进行絮凝沉降,沉降10 min后取样分析COD和色度。以Fenton氧化处理后的出水加适量碱调节pH至6.5后静置沉降10 min时的水质作为参照。
1.4 分析方法
废水的COD采用重铬酸钾标准法测定[12];色度采用稀释倍数法测定[12];废水中对硝基苯胺的质量浓度采用NaNO2标准溶液滴定至淀粉碘化钾试纸呈微蓝色,在5 min后用同样方法检验仍呈微蓝色,即为终点,记录所消耗的NaNO2标准滴定溶液的体积,计算废水中对硝基苯胺的质量浓度。
2 结果与讨论
2.1 不同吸附剂对对硝基苯胺去除率的影响
室温、饱和吸附条件下,不同吸附剂对对硝基苯胺去除率的影响见图1。需要指出的是所有4种吸附剂随吸附时间增加对对硝基苯胺的去除率逐渐增加,大约20 h后均达到饱和吸附。由图1可见,DM301、D101、AC-1和AC-2对对硝基苯胺的去除率分别为77.8%,74.5%,71.5%,50.5%。DM301和D101对对硝基苯胺的去除率略高于AC-1。AC-1和AC-2去除能力存在较大差异的可能原因为比表面积不同,AC-1的比表面积为1 189 m2/g,而AC-2的比表面积仅约为712 m2/g。
2.2 脱附温度对对硝基苯胺脱附率的影响
脱附温度对对硝基苯胺脱附率的影响见表2。由表2可见:随脱附温度的升高,4种吸附剂对对硝基苯胺的脱附率增大;50℃时的脱附率远高于20℃,但略低于60℃时。考虑到随着脱附温度的升高,稀盐酸的挥发性越来越大,不仅造成溶剂损失,而且形成新的污染,因此确定较适宜的脱附温度为50℃。
2.3 吸附剂重复使用次数对对硝基苯胺去除率和脱附率的影响
吸附剂重复使用次数对对硝基苯胺去除率的影响见图2。由图2可见:吸附剂重复使用1～3次时,对硝基苯胺去除率显著减小;当吸附剂重复使用5～25次时,对硝基苯胺去除率变化不大;重复使用10～25次时,DM301、D101、AC-1和AC-2的对硝基苯胺平均去除率分别为47.7%、42.0%、37.2%和22.2%。吸附剂重复使用次数对对硝基苯胺脱附率的影响见图3。由图3可见:重复使用次数对对硝基苯胺脱附率的影响不大;重复使用10～25次时,DM301、D101、AC-1和AC-2的对硝基苯胺平均脱附率分别为79.5%、81.3%、79.4%和85.1%。结合图3数据进一步计算可知,在重复使用10～25次时,DM301、D101、AC-1和AC-2对对硝基苯胺的平均回收率分别为37.9%、34.2%、29.5%和18.9%。综合上述结果,本实验选用DM301作为吸附剂。
吸附剂:●DM301;■D101;▲AC-1;◆AC-2
吸附剂:●AC-2;■D101▲AC-1;◆DM301
2.4 铁屑加入量对COD去除率的影响
对经吸附处理后的COD为1 850 mg/L的出水进行Fenton氧化处理。当H2O2加入量为0.3 mol/L时,铁屑加入量对COD去除率的影响见表3。由表3可见:随着铁屑加入量增加,废水COD去除率逐渐增大;当m(Fe):m(H2O2)为6～10时,COD去除率基本不变;当m(Fe):m(H2O2)=8时,最大COD去除率可达88.3%。由于铁屑远远比H2O2价廉,为了提高H2O2利用率,往往采用加大铁屑加入量的方法。但是铁屑的加入量不是越多越好,加入量过多不仅是浪费,而且铁离子本身具有颜色,会影响废水的色度。所以选择铁屑加入量为m(Fe):m(H2O2)=6。
2.5 絮凝剂加入量对废水COD和色度去除率的影响
对经吸附—Fenton氧化处理后COD为215 mg/L、色度为120倍的出水进行絮凝处理。当室温、pH为6.5时,絮凝剂加入量对废水COD去除率和色度去除率的影响见表4。由表4可见,采用加入量为20 mg/L的阴离子PAM对废水的絮凝效果最好,废水COD和色度的去除率分别为21.4%和87.5%。
2.6 实际废水处理效果
在上述实验确定的最佳条件下,吸附—Fenton氧化—絮凝法处理废水的结果见表5。由表5可见,出水COD、色度和pH分别为169 mg/L、10倍和6.5。经过上述处理废水中对硝基苯胺质量浓度由378 mg/L降低为31 mg/L。
3 结论
a)采用吸附—Fenton氧化—絮凝法联合处理对硝基苯胺废水是可行的,实验确定的最佳工艺条件:吸附时DM301加入量5.0 g/L;Fenton氧化时pH 3.0,H2O2加入量0.3 mol/L,m(Fe):m(H2O2)=6;絮凝时阴离子PAM加入量20 mg/L。在此最佳工艺条件下联合处理废水,出水COD、色度和pH分别为169 mg/L、10倍和6.5。
b)DM301为最佳吸附剂,对对硝基苯胺的去除率为77.8%。饱和吸附的DM301在50℃下经质量分数为10%的稀盐酸脱附后,对硝基苯胺回收率为37.9%。
c)DM301在10～25次重复使用后对硝基苯胺的平均总去除率为47.7%,对硝基苯胺的平均回收率为37.9%。
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硝基苯生产废水 篇4
采用厌氧折流板反应器在中温(37℃)条件下处理以蔗糖为基质的邻硝基苯胺废水.采用低负荷高去除率的`方法驯化污泥,COD浓度采用标准重镉酸钾法,邻硝基苯胺浓度采用萘乙二胺偶氮光度法测定.结果表明:在进水邻硝基苯胺浓度小于8 mg/L,COD浓度为1200mg/L,HRT为1 d时,反应器运行稳定,邻硝基苯胺的去除率和COD去除率分别达84%和85%.当进水邻硝基苯胺浓度提高到15 mg/L时,邻硝基苯胺和COD的去除率仅分别降低11%和4%,表明厌氧折流板反应器对冲击负荷的适应能力较强.
作 者：孙剑辉 艾涤非 高健磊 吴俊峰 SUN Jian-hui AI Di-fei GAO Jian-lei WU Jun-feng 作者单位：孙剑辉,吴俊峰,SUN Jian-hui,WU Jun-feng(河南师范大学化学与环境科学学院,河南省环境污染控制重点实验室,河南,新乡,453007)艾涤非,AI Di-fei(北京京都房地产开发公司,北京,100062)
硝基苯生产废水 篇5
本研究利用六硝基生产废水驯化培养筛选得到高效降解HNS生产废水的微生物絮凝剂产生菌,以HNS生产废水为对象研究了培养基,培养时间,培养温度对微生物絮凝剂絮凝效果(COD去除率)的影响,优化培养条件,为高效降解HNS生产废水微生物絮凝剂产生菌的生产和应用提供基础。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 菌种来源。
前期实验室保存的微生物絮凝剂产生菌中对高岭土悬液具有较高絮凝活性的4株菌种,絮凝率均在80%以上。
1.1.2 培养基。
驯化培养基:牛肉膏蛋白胨培养基加入一定量的六硝基生产废水。发酵培养基:葡萄糖20g/L,K2HPO45g/L,KH2PO42g/L,无水硫酸镁0.2g/L,硫酸铵0.2g/L,Na Cl 0.1g/L,尿素0.5g/L,酵母膏0.5g/L,p H7.0~8.0。
1.1.3 实验水样。
某厂六硝基生产废水,废水呈黑红色,色度3750倍,COD为31200mg/L,p H为5~6。
1.2 菌种活化
采用分离纯化法中的平板划线法对微生物絮凝剂产生菌进行分离纯化,平板划线后,将平板倒置于33℃恒温培养箱中,恒温培养2~3d,观察菌体生长情况,从中挑选原菌落再分离提纯,通过絮凝剂絮凝活性测定,直到菌种的絮凝活性得到恢复。
1.3 菌种驯化
将活化后的菌种接种到含1%HNS生产废水的固体驯化培养基上,涂布培养,置于33℃的恒温培养箱中进行驯化培养3~4d,然后依次用废水含量为5%、8%、12%、15%、20%、25%等的固体驯化培养基进行逐级驯化培养。直至废水浓度提高到一定的程度,微生物不再存活或存活率极低时,停止驯化。
1.4 培养条件优化
1.4.1 最佳碳源的确定
实验分别以可溶性淀粉、葡萄糖、蔗糖作为微生物絮凝剂产生菌的碳源,其余培养基成分不变,恒温培养2~3d后,测定不同碳源下微生物絮凝剂对HNS废水的COD去除率。
1.4.2 初始p H的确定
用5%HCI和5%Na OH调整培养基的初始PH,恒温培养2~3d后,测定不同PH下菌种对HNS生产废水COD的去除率。
1.4.3 最佳培养温度的确定
将菌株的培养温度分别设定为25℃、30℃、32℃、34℃、38℃、40℃,培养基碳源为葡萄糖,恒温培养2~3d后,测定不同培养温度下微生物絮凝剂产生菌对HNS废水COD去除率。
1.4.4 最佳培养时间的确定
菌种Bacteria SY-1在培养24小时后每隔12小时测定菌种对HNS生产废水的COD去除率。
2 结果与分析
2.1 菌种驯化结果
随着HNS生产废水的浓度不断增大,4种菌的生长速度逐渐减慢,活化率也下降,当增大到25%时,菌种只存活1种,此时停止驯化。选用在含有20%废水的培养基中存活的且对HNS生产废水COD去除率高的厌氧菌Bacteria SY-1进行扩大培养。
2.2 不同碳源对MBF SY-1絮凝效果的影响
不同的碳源(可溶性淀粉、葡萄糖、蔗糖)作为液体培养基中的碳源,测定其对HNS废水的COD去除率,见图1。从图中可看出不同碳源对微生物絮凝剂产生菌絮凝效果有一定程度的影响,其中葡萄糖作为碳源时COD去除率最高,达到61.9%。实验选用葡萄糖为厌氧菌Bacteria SY-1的碳源。
2.3 培养基初始p H对MBF SY-1絮凝效果的影响
从图2中可以看出,随着培养基初始p H值的增加,微生物絮凝剂产生菌Bacteria Y-6对六硝基生产废水COD去除率先高后低,培养基初始p H值为8时COD去除率达最大为62.4%。随着培养基初始p H值的进一步增加,开始下降。这是因为培养基初始p H会影响微生物的带电状态,氧化还原电位,以及微生物对营养物的吸收和酶促反应同时还会影响到微生物絮凝剂的带电状态和氧化还原电位[4]。PH过高或过低都不利于微生物絮凝剂的产生。因此确定微生物絮凝剂产生菌Bacteria Y-1的最佳p H值为8。
2.4 培养温度对MBF SY-1絮凝效果的影响
在不同的培养温度下对菌株Bacteria SY-1进行培养,测定各温度下对HNS废水的COD去除率。从图3可以看出Bacteria SY-1最佳的培养温度为34℃。当温度低于34℃时,絮凝剂产生菌生长量低,絮凝效果较差。但当温度超过34℃时,过高的温度会导致蛋白质和核酸等遭受到不可逆转的破坏,从而对菌体的生长产生不利的影响,影响到生物絮凝剂的产生,致使絮凝效果下降。
2.5 培养时间对MBF SY-1絮凝效果的影响
由图4可看出培养时间为24h时,絮凝剂已经有一定的絮凝效果,随着培养时间延长,COD去除率逐渐增加,在60h时达到最高,为65.38%;之后延长培养时间,絮凝率开始下降。因此,该菌产絮凝剂的最佳培养时间为60h。
2.6 Bacteria Y-6生长曲线
通过以上的实验研究,分别确定出了菌株Bacteria Y-6的最适碳源,最适培养温度,最适培养基初始p H。本实验在最佳培养条件下对微生物絮凝剂产生菌Bacteria Y-6进行培养,测定不同时间下菌体的OD600值,并绘制其生长曲线,见图5。
从菌液的浓度曲线可以看出,菌株Bacteria Y-6的培养时间在0~20h时属于停滞期,微生物生长缓慢,菌液浓度基本没什么变化;20 h~50 h为菌株Bacteria SY-1生长的对数期,菌体以几何增加,增长速度快;培养时间在50~80h范围内时菌液的浓度没有明显增大或减小的趋势,微生物Bacteria SY-1进入稳定期,细胞数达到最大值,新生的细菌数和死亡的细菌数相当;在培养时间超过80h后,菌液浓度开始降低,Bacteria SY-1进入衰亡期。
对比培养时间的COD去除率和菌液浓度可以看出,培养液的絮凝效果则随菌生长量的增加而升高,絮凝活性与菌生长量呈正相关关系。
3 结论
(1)本实验采用的是前期保存的菌种,多数菌种出现退化现象即絮凝剂产生菌絮凝活性的下降。采用纯种分离法中的平板划线分离方法对微生物菌种分离纯化,使菌种絮凝活性得到恢复。
(2)通过用六硝基生产废水含量为5%、8%、12%、15%、20%、25%的固体驯化培养基对活化后具有较高絮凝活性的几株微生物絮凝剂产生菌进行驯化培养从而获得一株耐高浓度、高色度,高效处理HNS生产废水的高效菌株Bacteria SY-1。
(3)利用单因素实验法确定高效菌株Bacteria SY-6的最佳培养条件为:碳源为葡萄糖、初始p H为8,培养温度为34℃,培养时间为60h。
(4)高效菌株Bacteria SY-1在最佳培养条件下对HNS生产废水的处理效果:COD10800mg/L,去除率65.38%。
参考文献
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硝基苯生产废水 篇6
关键词：驯化,微生物絮凝剂,六硝基茋生产废水
六硝基茋(HNS)是一种具有良好耐热性能的钝感高能炸药[1],性能优良,被广泛用于油田开采和航空航天等领域[2]。但是在其生产过程中,产生较多废水。废水中含有大量有毒有害的物质,若不经处理排入环境,将破坏生态平衡,损害人类及其他生物体的健康。微生物絮凝剂是一种高效、无毒、无二次污染、能自行降解、使用范围广的新一代絮凝剂[3],主要有糖蛋白、多糖、蛋白质、纤维素和DNA以及有絮凝剂活性的菌体等[4],具有絮凝范围广、絮凝活性高、安全、无害、无污染、脱色效果独特等特点,加上絮凝剂产生菌的种类多、生长快,易于实现工业化[5]。
本研究利用六硝基茋生产废水驯化微生物絮凝剂产生菌,得到耐受高浓度、高色度,高效处理HNS生产废水的絮凝剂产生菌,减少絮凝剂投加量和处理废水时的稀释倍数,降低处理成本,为六硝基茋生产废水的后续处理提供基础。
1 材料与方法
1.1 微生物絮凝剂产生菌来源
从被六硝基茋生产废水污染的生活污水中分离纯化筛选出对高岭土悬液具有最高絮凝活性的菌种,编号为MBF SY-6,对高岭土悬液的絮凝率为87.5%。
1.2 实验水样
实验所用水样为某厂六硝基茋生产废水,废水呈黑红色,色度37500倍,COD为312000mg·L-1,pH为5～6。
1.3 实验方法
1.3.1 菌种的驯化
驯化培养基:葡萄糖20g·L-1,K2HPO4 5g·L-1,KH2PO4 2g·L-1,无水硫酸镁0.2g·L-1,硫酸铵0.2g·L-1,Na Cl 0.1g·L-1,尿素0.5g·L-1,酵母膏0.5g·L-1,琼脂15%～20%,p H 7.0～8.0,加入一定量的六硝基茋生产废水。
将微生物絮凝剂产生菌接种到含HNS生产废水的固体驯化培养基上,置于33℃恒温培养箱中进行逐级驯化培养3～4d,直至废水浓度提高到一定的程度,微生物不再存活或生长速度缓慢时,停止驯化。
1.3.2 微生物絮凝剂的制备
接种驯化后的新鲜菌种Bacteria SY-6于液体培养基中,34℃下培养60h后,该发酵培养液在8000r·min-1离心条件下离心15min,取上清液放置于4℃的冰箱内冷藏以保持其稳定性,便于以后多次取用。
1.3.3 微生物絮凝剂处理六硝基茋生废水
采用单因素变量法,分别以絮凝剂投加量、六硝基茋生产废水的p H、Ca Cl2投加量为变量,研究各因素对微生物絮凝剂对六硝基茋生废水COD去除率的影响。
2 结果与分析
2.1 絮凝剂产生菌驯化培养结果
当驯化到六硝基茋生产废水浓度为25%时,絮凝剂产生菌生长速度缓慢时停止驯化。选用在含有20%废水的培养基中的絮凝剂产生菌进行扩大培养,用于处理六硝基茋生产废水。
2.2 培养液中絮凝活性的分布
在最佳培养时间,将微生物絮凝剂产生菌培养液于8000r·min-1离心15min,上清液留用,菌体用与发酵液体积相同的蒸馏水洗涤3次后,得到菌体悬浮液,测定发酵液、去菌体细胞上清液、菌体悬浮液对高岭土悬浊液的絮凝活性。测定结果如表1所示。微生物絮凝剂产生菌发酵液的絮凝活性与分离出的上清液絮凝活性基本接近,可见絮凝活性主要集中在上清液中,其絮凝活性可达到87.15%,微生物絮凝剂是微生物在发酵过程中由菌细胞分泌,而不是培养液本身具有絮凝作用。
2.3 微生物絮凝剂热稳定性实验
实验将微生物絮凝剂在100℃水浴中加热后测定对高岭土悬浊液的絮凝效果,结果如图1所示。絮凝剂MBF SY-6在加热35min内波动不大,具有良好的热稳定性,说明絮凝剂主要成分为多糖。
2.4 絮凝剂MBF SY-6处理六硝基茋生产废水
2.4.1 絮凝剂投加量对COD去除率的影响
调节六硝基茋生产废水的p H为7,助凝剂Ca Cl2的用量为5m L,絮凝剂投加量为1～8m L,实验结果如图2所示。当絮凝剂投加量在1～5m L时,COD去除率逐渐增大,在5m L时达到最大为65.38%,再增大投加量时,COD去除率开始下降。这是因为微生物絮凝剂絮凝作用主要机理为吸附架桥,当投加量不足时,用于架桥的高分子物质不能使废水中的有机物絮凝完全,而过量的絮凝剂会使胶体颗粒再稳,从而降低了去除率。确定絮凝剂最佳投加量为5m L。
2.4.2 水样pH对COD去除率的影响
用5%的NaOH和5%的HCl调节水样pH为3～11,然后加入5mL的CaCl2溶液和5 mL的微生物絮凝剂,COD去除率随pH的变化如图3所示。从图3可看出,过低和过高的pH都不利于微生物絮凝剂的絮凝,pH在6～9之间絮凝效果较好,在pH为8时COD去除率达到最大为68.10%,这是由于升高水样pH后,水样中胶体颗粒的表面电荷降低,使得颗粒之间的斥力减弱,从而有助于絮凝剂与颗粒之间的桥联作用,促进架桥形成和颗粒的沉淀,使得COD去除率增大。
2.4.3 CaCl2投加量对COD去除率的影响
固定水样p H为8,改变CaCl2投加量,再加入5mL的絮凝剂,测定絮凝后水样COD。实验结果如图4所示。从图4可以看出,Ca2+可以加强微生物絮凝剂的桥联作用和中和作用。水样中不投加Ca Cl2时COD去除率仅为32.5%,Ca Cl2投加量在5m L时,COD去除率达到最大为68.21%。继续增大Ca Cl2投加量时,过量的Ca2+会改变溶液中的胶体带电性质,从而影响整体絮凝效果,使COD去除率下降,由此可见,Ca Cl2溶液的最佳投加量应选5m L。
3 结论
本实验通过对微生物絮凝剂产生菌进行驯化培养,得到高效降解六硝基茋生产废水的微生物絮凝剂产生菌,絮凝活性主要集中在上清液中,可见微生物絮凝剂是微生物在发酵过程中由菌细胞分泌,而不是培养液本身具有絮凝作用。通过热稳定性实验得出微生物絮凝剂MBF SY-6有较好的热稳定性。以废水COD去除率为标准,用单因素试验法考察了絮凝剂投加量、废水pH值、助凝剂CaCl2对六硝基茋生产废水的处理效果。得出废水最佳pH值为8,絮凝剂投加量为5mL,CaCl2溶液投加量为5mL,废水的COD去除率可达68.21%,处理后废水COD为9920mg·L-1。微生物絮凝剂MBF SY-6处理六硝基茋生产废水是一种高效、低成本的处理技术。
参考文献
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硝基苯生产废水 篇7
本工作采用双频超声-臭氧氧化处理含对硝基苯胺和硝基苯的废水(简称废水),探讨了各处理条件对·废水处理效果的影响,优化了工艺条件。
l实验部分
1.1废水水质
废水取自某化工厂生产废水,棕黄色,主要含对硝基苯胺、硝基苯等。废水COD平均为2 700 mg/L,P(对硝基苯胺)为500 mg/L,p (硝基苯)为100 mg/L,pH为11。实验所用试剂均为分析纯。
1.2实验装置及仪器
实验装置见图1。臭氧发生器以氧气为气源,产生的臭氧经装有曝气头的软管由反应器底部进入,通过调节臭氧流量及反应时间来控制臭氧的加入量。尾气中未反应的臭氧由装有碘化钾溶液的锥形瓶吸收。反应器为自制圆柱形玻璃容器,有效容积为1 000 mL。
NXG-S型超声波发生器(超声探头直径3 cm,伸入液下20 mm,频率10～100 Hz,功率30～300 W):韩国高道公司;HT-50型超声波发生器(与辐射状透射式换能器联合使用,直径5 cm,频率40 Hz,功率50 W):山东济宁恒通电子设备厂。
1臭氧发生器;2废水槽;3流量计; 4 NXG-S型超声波发生器;5反应器;6尾气吸收瓶7 HT-50型超声波发生器
1.3实验方法
1.3.1单独臭氧氧化处理
取1 000 mL废水置于反应器中,采用H2SO4或NaOH溶液调节废水初始pH,通入一定流量的臭氧,反应一定时间后,取样测定废水COD、P (对硝基苯胺)和p(硝基苯),确定最佳废水初始pH和反应时间。
1.3.2超声-臭氧氧化处理
取1 000 mL废水置于反应器中,按照1.3.1节确定的最佳废水初始pH和反应时间,分别启动单台超声波发生装置或两台超声波发生装置,在不同频率的超声波组合条件下,协同臭氧氧化处理废水。反应一定时间后,取样测定废水COD、p(对硝基苯胺)和p(硝基苯)。
1.4分析方法
采用重铬酸钾法测定废水COD[8];采用玻璃电极法测定废水pH[8];采用紫外分光光度法测定p(对硝基苯胺)[8];采用还原-偶氮光度法测定P(硝基苯)[8]。
2结果与讨论
2.1单独臭氧氧化的废水处理效果
2.1.1废水初始pH对废水处理效果的影响
在臭氧流量为30 mg/min、反应时间为60 min的条件下,废水初始pH对废水处理效果的影响见图2。由图2可见:随废水初始pH升高,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均逐渐增加;当废水初始pH超过11时,三者的去除率均下降。
去除率,%:●COD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
当废水pH较低时,臭氧与废水中有机物的反应速率由传质控制,随着有机物浓度逐渐降低,反应速率随之变小,臭氧消耗量也减小,导致液相溶解臭氧的量增加并产生了不易与臭氧反应的中间产物,因而COD、对硝基苯胺及硝基苯的去除率相对较低;随着废水pH的升高,臭氧在溶液中自分解产生的HO2-催化高反应活性自由基·OH的速率加快,·OH与有机物的反应速率也加快[9,10,11],因而对COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率增加;当废水pH大于11后,·OH的反应特性降低[9],COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率下降。实际废水处理中,恰好废水初始pH为11,故不需调节废水pH。
2.1.2反应时间对废水处理效果的影响
在臭氧流量为30 mg/min、废水初始pH为11的条件下,反应时间对废水处理效果的影响见图3。由图3可见:反应时间从30 min延长至60 min时,COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均明显增大;反应时间为60 min时,COD去除率为62.4%,对硝基苯胺去除率为63.8%,硝基苯去除率为62.7%;继续延长反应时间,三者的去除率均无明显变化。这是因为:在反应开始时,加入臭氧使溶液湍动程度加大,液相传质系数增加,反应速率加快,COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率提高;随着反应的进行,因臭氧氧化反应具有较强的选择性,臭氧与废水中易反应的有机物作用趋于完全,反应难度加大;当反应进行到一定程度,再继续延长反应时间,过量的臭氧只能作为尾气被吸收装置所吸收。故单独臭氧氧化时适宜的反应时间为60 min。
去除率,%:●COD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
2.2单频超声-臭氧氧化的废水处理效果
在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、反应时间为60 min、NXG-S型超声波发生器频率为52 kHz的条件下,超声波功率对废水处理效果的影响见图4。由图4可见:当超声波功率从60 W增加到180 W时,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均明显增大;此后再增大超声波功率,三者的去除率均无明显变化。这是因为,当超声波频率一定时,一定范围内超声波功率的提高有利于污染物的降解。在降解有机物的过程中,只有崩溃空化泡的数量才是有效的,而当功率达到一定值后,在随后的空化泡压缩阶段,空化泡不能瞬间完全崩溃,只是在做共振或上升到液面自行破灭,造成了能量浪费。且在较大功率时,空化泡会在超声负相长得很大且崩溃不充分,在一定程度上形成声屏障,同时大量形成的空化泡对超声辐照产生较强的散射衰减,这些因素都导致系统对声场能量的利用受阻,使废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率不再明显变化。
去除率,%:●COD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、反应时间为60 min、NXG-S型超声波发生器功率为180 W的条件下,超声波频率对废水的处理效果的影响见图5。由图5可见:当超声波频率从28 kHz增加至52 kHz时,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均增大;在频率为52 kHz时,COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率分别为94.9%、97.0%和94.8%;再继续增大超声波频率,三者的去除率均下降。这是因为:在低频率超声波处理时,形成的空化泡数量少、直径大,空化泡有明显的生长、崩溃过程,但产生的自由基较少;随着超声波频率的增大,空化泡的形成和崩溃变快,产生的空化泡数量逐渐增多,加之空化泡脉动增强,碰撞更加迅速,更多自由基从空化泡内逸出,有利于有机物的氧化分解。但如果超声频率过高,致使空化发生的概率和强度减小,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均减小。
去除率%:●CoD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
单频超声-臭氧氧化处理硝基苯废水的效果明显优于单独臭氧氧化处理时的效果,且超声波的功率较频率对处理效果的影响更大。因而在实际废水处理中,控制超声波功率的意义更大。
2.3双频超声-臭氧氧化的废水处理效果
2.3.1 NXG-S型超声波发生器功率对废水处理效果的影响
在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、反应时间为50 min、HT-50型超声波发生器功率为50 W的条件下,NXG-S型超声波发生器功率对废水处理效果的影响见图6。对比图5和图6可见,双频超声-臭氧氧化的废水处理效果优于单频超声-臭氧氧化。这是因为,双频超声波的声化学产额(即声致自由基等强氧化性物质的产率)超过两个单独辐照产额之和。
去除率,%:●COD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
由图6还可见:NXG-S型超声波发生器功率从70 W增加至110 W时,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均明显增大;在功率为110 W时,COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率分别高达96.4%、99.8%和98.8%。功率继续增加至130 W时,三者的去除率均无明显变化。故最佳NXG-S型超声波发生器功率为110 W。
2.3.1双频超声-臭氧氧化反应时间对废水处理效果的影响
在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、HT-50型超声波发生器功率为50 W、NXG-S型超声波发生器功率为110 W的条件下,反应时间对废水处理效果的影响见图7。由图7可见:反应时间从20 min增至50 min,废水的COD去除率、对硝基苯胺去除率和硝基苯去除率均明显增大;继续增加反应时间,三者的去除率均无明显增加。这是因为:反应开始时有机物浓度较高,臭氧和超声的能量利用率也高,COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率迅速增加;随着反应的进行,COD、对硝基苯胺和硝基苯的浓度越来越小,反应速率下降,臭氧的利用率下降,虽然超声空化作用产生的·OH数量会随反应时间的增加而增加,但不断通入的臭氧因不能被充分利用,反而因其流速较大影响到超声空化泡的形成,使得由空化作用产生的·OH数量并未有实质性的增加。反应50 min后,COD、对硝基苯胺和硝基苯的质量浓度分别降至97.0,1.0,1.2 mg/L,已达到GB8978-1996《污水综合排放标准》[12]的一级排放标准。故双频超声-臭氧氧化的最佳反应时间为50 min。
去除率,%:●COD;■对硝基苯胺;▲硝基苯
3结论
a)采用单独臭氧氧化处理含对硝基苯胺和硝基苯的废水,适宜的废水初始pH为11,在臭氧流量为30 mg/min的条件下,最佳反应时间为60 min。最佳反应条件下,COD、对硝基苯胺和硝基苯去除率分别为62.4%、63.8%和62.7%。
b)采用单频超声协同臭氧氧化处理废水的效果明显优于单独臭氧氧化。在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、反应时间为60 min、超声波发生器功率为180 W、超声波频率为52 kHz的最佳条件下,COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率分别为94.9%、97.0%和94.8%。
c)采用双频超声协同臭氧氧化处理废水的效果明显优于单频超声协同臭氧氧化。在废水初始pH为11、臭氧流量为30 mg/min、反应时间为50 min、HT-50型超声波发生器功率为50 W、NXG-S型超声波发生器功率为110 W的最佳条件下,COD、对硝基苯胺和硝基苯的去除率分别为96.4%、99.8%和98.8%。处理后水质达到GB8978-1996《污水综合排放标准》的一级排放
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硝基苯生产废水 篇8
1 试剂、仪器与实验方法
1.1 实验试剂
三氯化铁;氧化镁;硫酸亚铁;N-1-奈乙二酸盐;氢氧化钠;浓硫酸;过氧化氢;硫酸亚铁铵;氨基磺酸铵;浓盐酸;硫酸铜;硫酸氢钾;硫酸银;锌粉。试剂均为分析纯。
1.2 实验仪器
集热式磁力搅拌器;DK-98-1型电热恒温水浴锅;电子天平;SX2-4-10型箱式电阻炉;723型分光光度计。
1.3 实验方法
1.3.1 Fe3+/Mg O催化剂的制备与保存
研磨成均匀的粉末放置在真空干燥剂中保存。
1.3.2 氧化实验
移取500m L含硝基苯的工业废水至烧杯中,调p H至3,恒温水浴加热至一定温度,加入一定量催化剂搅拌均匀,再加入一定量的H2O2反应至一定时间,测定硝基苯含量计算去除率。
1.3.3 硝基苯含量的测定
采用吸光光度法测定硝基苯含量,减去零浓度吸光值,绘制校准曲线。水样中硝基苯的测定:取适当水样放入50m L烧杯a和b中。向a中加水至20m L,浓盐酸2m L、100g/L硫酸铜溶液2滴,摇匀。测量吸光值A0。从b中取适量溶液重复上述步骤得吸光值A。由标准曲线可以读出A和A0对应硝基苯的量,两部分差即为水样中硝基苯的含量。
2 结果与讨论
2.1 烧结温度对处理效果的影响
秤取0.607g三氯化铁晶体,溶于水中,加入10g氧化镁粉末搅拌均匀。配置四份如上样品,置于马弗炉中,在100、200、400、500℃下,灼烧一定时长,冷却后将Fe3+/Mg O放入研钵,研磨成均匀的粉末。用1.3.2所示的氧化实验计算硝基苯的去除率结果见图1。
依图1可知,随着烧结温度的升高,硝基苯的去除率先上升后下降,烧结温度为100℃时,硝基苯的催化率仅有76.25%,到400℃的时候硝基苯的去除率达到了96.04%,是催化剂合成的最佳温度。
2.2[Fe3+]/[Mg O]对催化性能的影响
依表1配置[Fe3+]/[Mg O]为相应比例的三氯化铁和氧化镁混合粉末,按照1.3.1的步骤,控制烧结温度在400℃制备催化剂。共配置六组。
然后依1.3.2氧化实验步骤,进行六组氧化实验。结果见图2。
依图2可知随着[Fe3+]/[Mg O]的增加去除率先上升后下降,这是由于Fe3+是催化剂,随着Fe3+浓度的增加去除率上升,但是当Fe3+浓度过高时,将增加Fe2+的含量就会和羟基自由基反应,从而消耗H2O2减弱实验的氧化性。当[Fe3+]/[Mg O]为1/200时,废水中硝基苯的去除率为78.12%,直到[Fe3+]/[Mg O]为1/20时达到最大99.5%,然后当[Fe3+]/[Mg O]继续增加时去除率下降。由此可以得出实验的最佳[Fe3+]/[Mg O]比为1/20。
第一组体系只加Mg O,没有加入Fe3+,结果去除率是0,说明起催化作用的是Fe3+而不是Mg O。
2.3 均相与非均相催化剂在不同温度下催化活性的比较
按照上述1.3.1的步骤,制备四份催化剂。然后各取0.2g放入p H为3,温度分别为4、25、45、60℃的含硝基苯的废水中,继续加入1.8m LH2O2,反应至60min时,冷却后测定硝基苯含量。在条件一样下,将0.2g Fe3+/Mg O换成等量硫酸亚铁溶液重复上述实验,结果见图3。
依图3可知,无论反应温度是多少,非均相催化剂的催化效果都好于均相催化剂的催化效果。当反应温度较低时,随着温度的升高两者差别变小,但是始终都是非均相催化剂的催化效果好于均相催化剂的催化效果,可见实验中,反应温度低时,选择非均相催化剂将提高催化效率。
3 结束语
(1)通过实验确定了在Fenton法氧化硝基苯废水中,Fe3+/Mg O作催化剂的最佳烧结温度:400℃。反应中最佳的[Fe3+]/[Mg O]比为:1/20。(2)实验中得出在不同反应温度下,非均相催化剂的催化活性高于均相催化剂的催化活性。
参考文献
[1]宋力.硝基苯污染废水治理工艺的研究[J].福建建筑,2010(3):109.
[2]童智尤,周集体,陈毓琛.有机污染物在大连近海海水中生物降解速度的y研究[J].环境科学,1997,18(4):43.
树脂吸附法处理对氨基苯酚废水 篇9
本工作采用自制的NDA-99特种复合功能树脂处理PAP生产废水,考察了各种因素对吸附和脱附效果的影响。
1 实验部分
1.1 废水水质
废水为江苏某农药公司PAP生产过程中产生的高浓度有机废水。废水水质见表1。
1.2 原料、试剂和仪器
NDA-99特种复合功能树脂:自制;PAP、偏重亚硫酸钠、盐酸、氢氧化钠:分析纯;去离子水;高效液相色谱仪用水为二次蒸馏水。
玻璃吸附柱:自制,ϕ12 mm×250 mm,带保温夹套;智能型超级恒温水槽:宁波天恒仪器厂;BT50-1J型蠕动泵:保定兰格恒流泵有限公司;Waters1525型高效液相色谱仪:美国沃特世公司;PHS-25型数显pH计:上海精密科学仪器有限公司;752型紫外可见分光光度计:上海菁华科技仪器有限公司。
1.3 实验方法
1.3.1 NDA-99树脂的预处理
NDA-99树脂在使用前须用乙醇抽提8 h以上,以去除残留在该树脂孔道中的致孔剂及其他杂质,然后在烘箱中于60 ℃下干燥2 h以上,置于干燥器中冷却后备用。
1.3.2 动态吸附实验
树脂柱内装填10 mL预处理后的NDA-99树脂。用恒温水浴控制温度,用恒流泵控制废水流量,使PAP废水在一定的温度和流量下通过树脂床层。流出液按不同级分收集,分析其中PAP含量,绘制动态吸附曲线,考察废水流速和吸附温度对动态吸附效果的影响。
1.3.3 静态脱附实验
将静态吸附饱和的NDA-99树脂从溶液中滤出,测定滤液中PAP的浓度,然后再分别加入100 mL不同脱附剂,振荡脱附,24 h后测定混合洗脱液中PAP的含量,计算PAP的脱附率。
1.3.4 动态脱附实验
采用特定的洗脱液在一定的温度和流量下清洗树脂床层,按一定的时间间隔收取瞬时流出液,并测定此时流出液中PAP的浓度。待洗脱结束后,测定混合洗脱液中PAP的浓度,并计算PAP的脱附率。
1.4 分析方法
COD采用重铬酸钾法测定;PAP浓度采用高效液相色谱分析法测定。
2 结果与讨论
2.1 吸附实验
2.1.1 废水流量对吸附效果的影响
在室温下,分别以2.0,2.5,3.5,4.0 BV/h的流量进行动态吸附实验,实验结果见图1。由图1可见:单柱吸附出水体积在10 BV左右时,废水处理效果较好,可确定单柱的废水批处理体积为10 BV;2.0 BV/h条件下的废水处理效果最好。在实际应用中,如采用双柱吸附一柱脱附工艺,可使废水处理体积达到12~14 BV。
2.0; 2.5; 3.5; 4.0
2.1.2 吸附温度对吸附效果的影响
在动态吸附实验中,在废水流量为2.0 BV/h时,考察了吸附温度对吸附效果的影响,实验结果见图2。从图2可见:吸附量随吸附温度的升高而降低;15 ℃时吸附效果最好;25 ℃时吸附效果略差于15 ℃,但差别不大;35 ℃时的吸附效果明显下降。考虑到实际应用的可行性,吸附温度选择25 ℃。
15; 25; 35
2.2 脱附实验
2.2.1 脱附剂的选择
将0.100 g吸附了PAP的NDA-99树脂,分别在10 mL的3种脱附剂中振荡60 min后,测定脱附液中PAP的浓度,实验结果见图3。从图3可见:无水乙醇对NDA-99树脂的脱附效果最理想;盐酸(质量分数为4%,下同)的脱附效果略差于乙醇;氢氧化钠(质量分数为4%,下同)的脱附效果最差。从经济性和实际应用的可操作性考虑,用盐酸作NDA-99树脂的脱附剂更合理。
2.2.2 脱附剂的组成
在脱附剂流量为1.0 BV/h的条件下,脱附剂组成对吸附了PAP的NDA-99树脂脱附率的影响见图4。由图4可看出,脱附剂中盐酸的质量分数大于或等于1.5%时,均有很好的脱附效果。考虑到运行成本,实验选用B配方(2 BV 1.5%盐酸+2 BV水)作NDA-99树脂的脱附剂。
2.2.3 脱附工艺的确定
用2 BV 1.5%盐酸+2 BV水作脱附剂对吸附了PAP的NDA-99树脂进行脱附,动态脱附曲线见图5。由图5可见,高浓脱附液主要集中在0.5~2.5 BV段,此部分可用于回收PAP。
2.3 中试试验结果
在上述小试实验结果的基础上,进行了中试试验。分析方法与小试研究相同。中试工艺采用双柱吸附一柱脱附工艺,控制流量2.0 BV/h,脱附剂组成为2 BV1.5%盐酸+2 BV水,采用0.5~2 BV段脱附液回收PAP,其余脱附液套用。中试试验装置中NDA-99树脂的用量放大了200倍,处理过程中树脂的机械强度良好,中试试验结果见图6。由图6可见,NDA-99树脂处理PAP废水的吸附性能和脱附性能稳定。原废水COD为8 560~11 200 mg/L,平均为9 547 mg/L,经NDA-99树脂吸附处理后出水COD为601~729 mg/L;平均COD去除率约为93.0%;PAP脱附率为95.4%~99.8%,平均脱附率达98.0%。
进水COD; 出水COD; PAP脱附率
3 结论
a)采用NDA-99树脂吸附处理PAP废水,树脂吸附工艺条件为:流量2.0 BV/h,吸附温度25 ℃,单柱吸附量10 BV。
b)吸附了PAP的NDA-99树脂的脱附工艺条件为:脱附剂为2 BV1.5%盐酸+2BV水;适宜回收PAP的脱附液为0.5~2.5 BV吸附出水。
c)中试试验结果表明,NDA-99树脂处理PAP废水的吸附性能和脱附性能稳定,平均COD去除率约为93%;PAP平均脱附率达98%。
参考文献
[1]周日新,许昭怡,张全兴等.树脂吸附法处理对氨基苯酚生产废水的研究.离子交换与吸附,1995,11(5):402~406