含盐酸废水

含盐酸废水（精选7篇）

含盐酸废水 篇1

在氯化苄的生产过程中, 会产生大量的含盐酸废水[1]。该废水中含有甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄等有机物, 如不能有效检测并加以控制, 势必会影响废水副产盐酸的品质。且这些有机物具有毒性和致癌性, 对环境及人体健康危害极大。因此, 研究含盐酸废水中甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的分析方法, 对控制其含量具有重要意义。甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的测定多采用气相色谱法测定单一物质[2,3,4,5,6], 也有采用吹扫捕集—气质联用法测定多种物质[7,8,9], 但操作复杂且对仪器要求高。

本工作先采用二硫化碳萃取含盐酸废水中的甲苯等有机物[10], 再用气相色谱法同时测定甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄, 并应用于实际水样的测定。

1 实验部分

1.1 试剂、材料和仪器

甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯、氯化苄、二硫化碳、无水碳酸钠、盐酸:分析纯。

废水水样:某化工厂生产氯化苄过程中产生的含盐酸废水, p H=0.4, COD=2.13×103 mg/L, 盐酸含量为1.2% (w) 。

环境水样:某化工园区污水厂调节池废水。

Agilent 6890N型气相色谱仪:美国Agilent公司, 配FID;1μL微量注射器:美国Agilent公司;精密p H试纸:上海三爱思试剂有限公司。

1.2 实验方法

1.2.1 标准工作液的配制

精密称取甲苯0.0250 g、邻氯甲苯0.0150 g、对氯甲苯0.0150 g、氯化苄0.0200 g于100 m L容量瓶中, 加入与废水的盐酸含量相同的稀盐酸 (1.2% (w) , 下同) , 定容, 配成甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄质量浓度分别为250.0, 150.0, 150.0, 200.0 mg/L的标准溶液。用稀盐酸逐级稀释, 可得不同质量浓度的标准工作液。

1.2.2 二硫化碳萃取

取50 m L标准工作液, 置于250 m L分液漏斗中, 加入10 m L二硫化碳萃取剂, 充分振荡3 min。静置分层, 取下层萃取液。此时萃取液的p H约为1, 呈较强的酸性, 会对设备造成腐蚀。采用无水碳酸钠对萃取液进行过滤, 既可中和其酸性, 又可吸收萃取液的水分。过滤后, 萃取液的p H升至7左右, 且无水珠。

取20 m L废水水样用稀盐酸定容至50 m L, 按上述标准工作液的萃取方法操作。

取50 m L环境水样, 按上述标准工作液的萃取方法操作。

1.3 分析方法

1.3.1 色谱操作条件

色谱柱:30QC3/AC20型, 30 m×0.32mm×0.50μm;载气:高纯氮气, 纯度99.999%, 流量30 m L/min;进样口温度:160℃;检测器温度220℃;升温程序:60℃下保持2 min, 以5℃/min的速率升温至80℃, 保持2 min, 以5℃/min的速率升温至200℃, 保持3 min;分流比1.0;进样体积0.6μL。

1.3.2 定性分析

根据标准物质的保留时间对GC谱图中的试样峰进行初步定性。再根据初步定性结果, 在试样中加入一定量的初步定性组分进行GC分析。如该组分的峰面积增大, 且周围没有新峰出现, 即可认定初步定性结果正确。

1.3.3 定量分析

将不同质量浓度的标准工作液用二硫化碳萃取, 对萃取液进行GC分析, 采用外标法根据峰面积进行定量计算。以质量浓度 (ρ, mg/L) 为横坐标、峰面积 (A) 为纵坐标绘制标准工作曲线, 求得线性回归方程。

2 结果与讨论

2.1 萃取条件的优化

2.1.1 萃取剂种类

针对同一质量浓度的标准工作液, 萃取剂种类对GC峰面积的影响见表1。由表1可见, 二硫化碳中各有机物的GC峰面积均为最大, 其他萃取剂的萃取效果均不及二硫化碳。

由于邻氯甲苯、对氯甲苯、氯化苄的沸点较高, 出峰时间偏后, 选择萃取剂时重点考虑甲苯的出峰时间, 确保甲苯与萃取剂能完全分离即可。在相同的操作条件下, 不同萃取剂的响应测试结果见表2。由表2可见, 二硫化碳出峰最早, 不会干扰甲苯的出峰, 与其他萃取剂相比最为适用。

2.1.2 萃取剂加入量

针对同一高质量浓度的50 m L标准工作液, 二硫化碳加入量对GC峰面积的影响见表3。由表3可见, 随二硫化碳加入量的增加, 有机物GC峰面积增大;二硫化碳加入量为10 m L和50 m L时, GC峰面积已经非常相近, 说明有机物已萃取完全。因此, 选取二硫化碳加入量为10 m L, 此时萃取剂用量较小。

2.2 色谱条件的优化

2.2.1 色谱柱

对比了HP-5, DB-624, DB-5MS, 30QC3/AC20等不同极性毛细管色谱柱对甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的响应和分离效果。实验结果表明, 非极性和弱极性的色谱柱对于同分异构体邻氯甲苯和对氯甲苯的分离效果差, 故选用30QC3/AC20毛细管柱对水样进行分析。

2.2.2 柱温

利用几种有机物的沸点不同, 对色谱柱的柱温进行优化, 以保证各物质都能达到较好的分离效果。二硫化碳的沸点较低, 为保证萃取剂与甲苯能完全分离, 设定毛细管柱初始温度为60℃, 待二硫化碳完全分离后进行程序升温。邻氯甲苯和对氯甲苯的沸点比较接近, 较快的升温速率不能使两物质完全分离。当升温速率设为5℃/min时, 邻氯甲苯的出峰时间为10.5 min, 对氯甲苯的出峰时间为10.9 min, 两物质分离完全。

2.2.3 小结

优化后的色谱条件为:采用30QC3/AC20毛细管柱, 在60℃下保持2 min, 以5℃/min的速率升温至80℃后保持2 min, 再以5℃/min的速率升温至200℃后保持3 min。在该条件下, 标准溶液的GC谱图见图1。由图1可见, 在本实验色谱条件下, 几种物质都能很好地分离, 且与萃取剂互不干扰。

2.3 工作曲线与检出限

综合考虑废水中4种有机物的实际浓度及其检出限, 选定了4种有机物的质量浓度范围。在选定的范围内, 工作曲线见图2。线性回归方程见表4。由图2和表4可见, 甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的质量浓度在0.2~100.0 mg/L范围内与对应的峰面积呈良好的线性关系。

以仪器3倍信噪比的响应值所对应的质量浓度确定甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的检出限, 分别为0.09, 0.12, 0.13, 0.10 mg/L。

2.4 精密度与加标回收率

将甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的质量浓度分别为50.0, 30.0, 30.0, 40.0 mg/L的标准工作液重复测定6次, 测定结果的相对标准偏差均小于2%。以废水水样为加标基体, 加标回收率的测定结果见表5。由表5可见, 加标回收率在96.4%~101.0%之间。实验结果表明, 该方法的精密度和准确度较高, 能满足日常检测需求。

2.5 水样的测定

水样的测定结果见表6。

3 结论

a) 采用二硫化碳萃取—气相色谱法可同时测定废水中的甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的含量。

b) 二硫化碳对甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的萃取效果好, 且在色谱测定中出峰早, 不会干扰甲苯出峰。

c) 甲苯、邻氯甲苯、对氯甲苯和氯化苄的质量浓度在0.2~100.0 mg/L范围内与对应的峰面积呈良好的线性关系, 检出限分别为0.09, 0.12, 0.13, 0.10 mg/L。

d) 该方法的精密度和准确度较高, 相对标准偏差小于2%, 加标回收率为96.4%~101.0%。

参考文献

[1]何慕房.氯化苄生产中的氯化工艺流程[J].中国氯碱, 1994, (6) :25-26, 9.

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[3]周凯慧.气相色谱法同时测定废气中的甲苯和对氯甲苯[J].污染防治技术, 2012, 25 (5) :35-37.

[4]童映芳, 叶能权, 陈利平.空气中对氯甲苯的气相色谱法测定[J].中华劳动卫生职业病杂志, 1999, 17 (6) :47-48.

[5]黄福新, 陈卫.作业场所空气中邻氯甲苯的溶剂解吸气相色谱测定法[J].职业与健康, 2004, 20 (7) :1-3.

[6]张莘民, 徐朝, 李爱强.气相色谱法测定废水中的氯化苄[J].环境科学与技术, 1999, 22 (4) :48-49.

[7]刘树萍.吹扫捕集-气质联用法测定水中16种挥发性有机物[J].供水技术, 2013, 7 (5) :54-55, 58.

[8]张月琴, 吴淑琪, 张淑芬.吹扫捕集-气相色谱法测定水中七种氯苯类化合物[J].岩矿测试, 2005, 24 (3) :189-192, 196.

[9]MartíI, Lloret R, Martín-Alonso J, et al.Determination of chlorinated toluene in raw and treated water samples from the Llobregat river by closed loop stripping analysis and gas chromatography-mass spectrometry detection[J].J Chromatogr A, 2005, 1077 (1) :68-73.

[10]任超, 仇晓飞, 冯进祥.氯苯副产盐酸中微量苯和氯苯含量的测定[J].氯碱工业, 2008, 44 (9) :36-37.

盐酸苯肼废水的治理研究 篇2

鉴于盐酸苯肼废水的水质，直接采用传统的混凝絮凝法及生化法均无法取得较为理想的预处理效果。目前吸附法作为一种低能耗的固相萃取分离技术在工业上已有较为广泛的应用，常用的吸附剂主要有活性炭、铁屑、硅胶等。其中大孔吸附树脂由于化学性质稳定、易脱附再生等优点受到人们青睐[2]。

1 废水处理实验

采用蓝深树脂LS-106进行动态吸附试验，通过对测得废水指标的分析得出树脂处理废水的最佳条件。

1.1 实验仪器及材料

722可见分光光度计，具塞比色管，自制模拟树脂柱，铁架台数个，磁力搅拌器。

NaOH，磷钼酸溶液，苯肼标准溶液。

盐酸苯肼废水取自安徽某三唑磷农药生产厂家，废水水质为：COD值30920mg·L-1，苯肼含量36153mg·L-1，总磷58.42mg·L-1,pH值为1。

1.2 实验步骤

1.2.1 蓝深树脂吸附试验

1.2.1. 1 流速对废水处理结果的影响

用量筒量取40mL蓝深树脂LS-106采用湿法装柱装入50mL的模拟树脂柱内，将盐酸苯肼废水用NaOH调节pH至7左右，分别以1BV·h-1、2BV·h-1、3 BV·h-1、5BV·h-1的流速使废水通过模拟树脂柱，并测得经处理过的水的COD值及盐酸苯肼含量，以此确定最佳流速。结果见图1。

由图1可以看出，在低流速下废水的处理效果较好，其原因是流速越高，流体在树脂上停留时间越短，有机物分子在树脂床层中进行的粒扩散和膜扩散越不充分。综合考虑吸附效果与时间因素，选择操作流速为1.5BV·h-1。在此情况下盐酸苯肼废水的COD去除率可达到82%，处理废水的量在8BV左右。

1.2.1. 2 废水的pH值对处理效果的影响

用Na OH分别将废水的p H值调至4、5、7、9，以1.5BV·h-1的流速通过模拟树脂柱，测定p H值对处理效果的影响。实验结果见图2。

从处理的结果来看，pH=7时处理效果最理想。分析其原因，主要是在盐酸苯肼废水中苯肼的存在状态与废水的pH值相关，当废水的pH值较低时苯肼是以盐的形态存在，而当pH值变高时，苯肼的解离度减少，游离态的分子增加，而大孔树脂只对游离态的苯肼具有吸附能力[3]，所以pH值的高低对处理废水的结果也有着重要影响。综合考虑pH值宜调节至7～8为理想。

1.2.2 Fenton试剂氧化试验

经过树脂吸附处理后，盐酸苯肼废水的COD值有了较大幅度的下降，最高可降低82%，然而COD仍处在一个较高的数值上，在此我们选择了Fenton氧化法进行后续处理。Fenton试剂在Fe2+催化下生成OH自由基，其高氧化能力使得Fenton试剂在氧化难降解的持久污染物方面有着独特的优势，能够将废水中的有毒有害物质氧化成小分子有机物或无机物质[4]。在使用Fenton试剂进行后续处理时，我们着重考虑的是如何调制Fenton试剂使得出水的效果最为理想。

1.2.2. 1 最佳pH值的确定

从Fenton试剂的作用原理可以看出，反应时的pH值是影响Fenton试剂处理盐酸苯肼废水效果的重要因素之一。向经过树脂吸附处理后的盐酸苯肼废水中投加1.5g·L-1硫酸亚铁，20mL·L-1过氧化氢，调节废水pH值分别为2、4、7、9，搅拌30min后静置2h，测定溶液的COD值并计算去除率。实验结果见图3。从实验结果可以确定最佳反应p H值为4，在此反应条件下COD的去除率可达到61.4%。

1.2.2. 2 最佳H2O2投量

在反应过程中，H2O2的投量多少对反应的进行有着很大的影响。当pH为4，投加硫酸亚铁量为1.5g·L-1，搅拌时间控制在30min，反应时间为2h时，改变H2O2的投量分别为10mL·L-1、20 mL·L-1、30 mL·L-1、40 mL·L-1，进行研究，实验结果见图4。

由图4可以看到，一开始随着H2O2投量的增加，出水的COD值是在减小的，当超过20mL·L-1时再增加投量处理效果开始下降。分析原因是一开始增加H2O2投量可以产生较多的羟基自由基，降低出水COD，但随着H2O2浓度的增加，过量的H2O2会在反应中将Fe2+迅速氧化成Fe3+，抑制羟基自由基的生成，而且过量的H2O2在水样中也会增加COD值。

1.2.2. 3 FeSO4·7H2O与H2O2的投加比例

在pH值为4,H2O2的投量为20mg·L-1的情况下改变硫酸亚铁的投量进行实验，结果见图5。

由结果看出，硫酸亚铁的最佳投量在1.5g·L-1。FeSO4·7H2O催化H2O2分解生成羟基自由基，是最常用的催化剂。一般情况下随着用量的增加，废水的COD去除率呈先增加，后下降趋势。其原因是在Fe2+浓度较低时，Fe2+的浓度增加，单位量H2O2产生的·HO增加，所产生的·HO全部参加了反应，而当Fe2+的浓度过高时，部分H2O2发生无效分解，释放出氧气。

1.2.2. 4 反应时间的影响

pH为4，搅拌时间控制在30min，投加硫酸亚铁1.5g·L-1,H2O2投加量为20mL·L-1，静置30min后取样一次，测定出水COD值。每隔30min再取样一次，研究反应时间与出水效果之间的关系，从而确定最佳反应时间。实验结果见图6。

实验结果表明，废水中有机物的去除基本在开始的2h内完成，此后出水COD值变化不大。

2 结论

采用树脂吸附法和Fenton氧化法综合处理盐酸苯肼废水有较好的效果，可使盐酸苯肼废水的COD值最高降低约93%，为下一步后续的生化处理以及达标排放创造了很好的条件。

摘要：盐酸苯肼是生产农药、医药等的中间体,在其生产过程中产生的废水成分复杂,毒性大,采用树脂吸附和Fenton氧化法综合处理后其可生化性大大提高。

关键词：盐酸苯肼废水,蓝深树脂,Fenton氧化

参考文献

[1]章茹,吴银枝,郑典模.盐酸苯肼的合成[J].南昌大学学报(理科版),2002(4):394-396.

[2]李鸿江,温致平,赵由才.大孔吸附树脂处理工业废水研究进展[J].安全与环境工程,2010(3):21-24.

[3]乐清华,吴凡,施云海,等.大孔树脂吸附法处理含苯肼工业废水的研究[J].离子交换与吸附,2004(1):82-88.

含铅含镉废水处理技术 篇3

含铅含镉废水主要来自电镀、采矿、冶炼、染料、电池和化学工业等行业,这些废水对环境和人类的危害极大[1],铅和镉都是有毒重金属。铅在自然界中难以转化,易在土壤和动植物体内累积,并通过食物链逐级传递,导致人体急性和慢性中毒。镉的毒性在于它牢固累积在生物体内,可以引起人体的肾与肺功能衰竭、骨伤害、癌症和高血压。根据国家标准,铅和镉作为第一类污染物,其浓度必须在车间或者车间处理设施排放口达到排放要求[2]。因此,对含铅含镉废水的治理与综合利用是环境保护和节能减排的一项重要内容,具有十分重要的意义。

目前,传统的含铅含镉废水处理方法主要有化学沉淀法、离子交换法、电解法、反渗透法、电渗析法、活性炭吸附法、生物吸附法等[3,4,5,6,7],新型的膜处理技术[8,9]不仅可以确保废水处理后达标排放,且处理后的透过液还能回用,已被越来越多地用于处理含铅含镉废水[10]。

1 含铅废水处理技术

含铅废水的传统处理技术主要包括化学沉淀法、离子交换法、生物吸附法、电解法等。

1.1 化学沉淀法

在沉淀法处理含铅废水过程中,铅沉淀物的形态取决于废水中原有的或加入的碳酸盐(或磷酸盐)的量以及处理时所控制的pH值[11]。一般原始酸性废水中碳酸盐(或磷酸盐)含量较低。因此在进行这些废水的沉淀处理时,所产生的沉淀物通常是Pb(OH)2。Pb(OH)2的溶度积为2.0×1 0-16,Pb(OH)2沉淀法去除铅的最佳pH值在各种报道中差异很大,但溶解度的理论计算和一些工厂数据表明,当pH在9.5～10.5时,氢氧化物沉淀法除铅最为有效,在更高的pH值时,开始出现反溶现象,pH大于13时,沉淀溶解完全。

1.2 离子交换法

离子交换法是利用离子交换剂分离废水中有害物质的方法,应用的离子交换剂有离子交换树脂沸石等。离子交换是靠交换剂自身所带的能自由移动的离子与被处理的溶液中的离子通过离子交换来实现的。推动离子交换的动力是离子间浓度差和交换剂上的功能基对离子的亲和能力[12]。

1.3 生物吸附法

凡具有从溶液中分离金属能力的生物体或其衍生物都称为生物吸附剂。生物吸附剂主要是菌类淀粉、纤维以及藻类等。生物吸附又可分为死体吸附和活体吸附,其中生物死体表现出和金属更强的结合性,死体细胞也有无需供应细胞生长的营养及不受环境的影响等优点,因此,生物死体吸附将引起更多的关注[13]。

1.4 电解法

电解法的原理是重金属离子在阴极表面得到电子而被还原为金属。电解法处理废水一般无需加入很多化学药品,后处理简单、占地面积小、管理方便、污泥量小,因此被称为清洁处理法,而且这种方法可直接得到纯金属[14]。但简单的单阴/阳极体系,阴极电流效率低,沉积速度慢,尤其是对于Pb2+,由于其标准电极电位为-0.126V(相对于饱和甘汞电极,,vs.SCE),在稀溶液中电解时,因浓差极化而使铅的析出电位变得更负,在电解过程中有大量氢气析出,而使其电流效率不高,并且难于实现深度净化。

2 含镉废水处理技术

含镉废水的传统处理技术主要包括化学沉淀法、电解法、吸附法、离子交换法等[15]。

2.1 化学沉淀法

化学沉淀法在含镉废水的处理中应用较多,特别适用于镉离子浓度较高的水体中镉的去除。根据沉淀剂的不同,可分为氢氧化物沉淀法、碳酸镉沉淀法、硫化镉沉淀浊、磷酸镉沉淀法、铁氧体共沉淀法及综合沉淀法。

2.1.1 氢氧化物沉淀法

氢氧根离子与镉离子结合可产生氢氧化镉沉淀,氢氧化镉溶度积为2.5×10-14,为难溶于水的化合物。含镉废水的氢氧化物沉淀法大多采用价廉高效的石灰中和沉淀法,该法pH的控制非常关键。当pH=10时,镉的去除率可达99.25%。采用强阴离子型聚丙烯酰胺作混凝剂、氢氧化钙作pH调节剂。该法的特点为操作简单、成本较低,适用于循环水处理系统回用水的处理。

2.1.2 碳酸镉沉淀法

碳酸镉溶度积为5.2×10-12,为难溶于水的化合物。利用Na2CO3和NaOH为沉淀剂,在不加其它的沉淀剂,控制pH为8～9,自然沉降6～8 h时,出水Cd2+的浓度可控制在<0.1 mg/L,实现镉的沉淀,达到固液分离的目的。

2.1.3 硫化镉沉淀法

硫化镉溶度积为3.6×10-29,属难溶硫化物。根据溶度积原理,向含镉废水中加入硫化钠等,使硫离子与游离态的镉离子反应结合,生成难溶的硫化镉沉淀,镉的去除率一般可到99%以上。该法与其它方法联用效果较好。但在废水呈酸性的情况下,水中多于的S2-易生成H2S气体溢出,存在不安全因素。

2.1.4 磷酸镉沉淀法

磷酸镉溶度积为3.6×10-32,比硫化镉的溶度积还要小,理论上讲Cd3(PO4)2的沉淀效果要比CdS好。

2.1.5 铁氧体共沉淀法

铁氧体法分为氧化法和中和法两种。将FeSO4加入到含镉废水中,用NaOH调节溶液的pH到9～10,加热并通入压缩空气进行氧化,从而形成铁氧体晶体,此为氧化法;将二价和三价的铁盐加入到待处理的废水中,用碱中和到适宜的条件而形成铁氧体晶体,此为中和法。镉离子进入铁氧体晶格中,在共沉淀作用下从溶液相进入固相。在合适的条件下,Cd2+的去除率达99%以上,出水Cd2+含量<0.1mg/L,达排放标准[16]。由于磁流体具有一定的磁性能,与其他净化废水的方法相比最大的优点是无废渣产生,避免了二次污染,且能在常温下进行。该法面临的最主要的问题是含镉铁氧体固体如何解决。

2.1.6 综合沉淀法

综合沉淀法就是将几种化学沉淀法结合起来,分步除去废水中的镉。化学沉淀法虽然具有工艺简单、操作方便、经济实用等优点,但需对沉渣进行妥善处理,以防发生二次污染,达到绿色环保的要求。

2.2 电解法

电解法一般适用于镉含量大的电镀废水处理[17]。电镀废水中一般均含有大量的CN-,用电解法处理氰化镀镉废水时,可采用铂族氧化物或PbO2作阳极,以破坏氰化物,然后将镉离子在pH=11的条件下絮凝、沉淀、过滤。处理后废水中镉离子含量<0.02 mg/L,CN-含量<0.01 mg/L,镉的回收率可达99.9%。由于该法能耗大,在含镉废水的处理上未能得到普遍应用。

2.3 漂白粉氧化法

该法适用于处理氰法镀镉工厂的含氰、镉的废水。这种废水的主要成分是[Cd(CN)4]2-、Cd2+和CN-,这些离子都有很大的毒性。用漂白粉氧化法既可除去Cd2+,同时也可以将CN-氧化除去。该法处理废水的主要反应过程为:首先漂白粉水解生成Ca(OH)2和HOCl,OH-与Cd2+结合生成Cd(OH)2沉淀,同时由于生成的HOCl具有强的氧化性,可以将CN-氧化成和N2,从而一定程度上促进[Cd(CN)4]2-的离解,最后与Ca2+在碱性条件下生成CaCO3沉淀。该法处理效果好,但适用范围比较窄,仅适用于含氰、镉的电镀废水。

2.4 吸附法

吸附法是利用多孔性固体物质,使废水中的Cd2+吸附在固体吸附剂表面而除去的一种方法。近年来,围绕低廉而高效的镉吸附剂的开发,人们做了大量的工作,也取得了一定成果。用于废水除镉的吸附剂有活性炭、矿渣、壳聚糖、改性甲壳素、硅藻土、沸石、氢氧化镁、改性聚丙烯腈纤维、煤等。溶液的pH越大,越有利于吸附;吸附剂的粒径越小,吸附效果越好;离子强度对吸附过程的影响很小[18,19]。吸附法处理含镉废水适用范围广,不会造成二次污染,但是吸附剂往往对镉离子的吸附选择性不高。

3 膜处理技术

膜处理作为一种卓越高效的液体分离技术,是一种无污染、以压力或电力驱动的高效节能新技术,其原理为:溶液中的溶剂(水)在外加压力的作用下,抵抗溶液的渗透压,透过对溶剂(水)有选择透过性的半透膜(即反渗透膜)进入膜的另一侧,但溶液中的其它组分(如大部分盐和有机物)却被阻挡在膜的表面侧得到浓缩。这样,就可以利用纳滤膜的截留机理,从废水中得到工业生产所需的纯水,并使废水中的金属离子进一步浓缩,从而达到分离浓缩、资源化使用目的[20]。

自20世纪80年代商品滤膜进入产业化使用以来,引起各行业的高度重视,尤其是在水处理如城市给水与工业用水处理、海水苦咸水淡化、废水处理与回收利用、清洁生产等领域,是目前国际上城市生活污水和工业废水资源化处理新工艺的主要手段。含铅含镉废水处理技术也有很好的应用。

4 结束语

表面处理废水含磷处理探讨 篇4

关键词：电镀废水,含磷废水,气浮法

磷是富营养化的主要因素, 其危害已众所周知, 因而在污水处理中进行除磷是必要的。在新的电镀污染物排放标准中也对磷的排放进行了更严格的要求, 特别是在环太湖区域, 水质磷超标已经与重金属超标等同高度关注。表面处理行业在实际生产中需要用到大量的含磷化合物, 含磷有机物等, 致使排放水磷超标情况严重, 因为表面处理行业的废水特殊性, 生物处理不现实, 本文主要以工作当中对化学除磷以及气浮除磷的基本机理、主要工艺形式进行探讨。

1 化学除磷

1.1 基本机理

化学除磷大部分是通过化学沉析过程以及化学絮凝达到目的, 化学沉析可以理解为:水中溶解状的含磷物质, 由大部分是离子状物质转换为非溶解状态的过程;化学絮凝则是细小的非溶解状的固体物互相粘结成较大形状的过程。化学沉析一般是通过向污水中投加无机金属盐药剂, 其与污水中溶解性的磷酸盐混合后, 形成非溶解性的物质, 反应方程举例如式1, 2。实际上正常的污水处理中, 污水中进行的不仅仅是沉析反应, 同时还进行着化学絮凝反应, 所以必须区分化学沉析和化学絮凝的差异。

在污水处理工艺中, 絮凝和沉析都是极为重要的, 但絮凝是用于改善沉淀池的沉淀效果, 而沉析则用于污水中溶解性磷的去除。如果利用沉析工艺实现相的转换, 则当向污水中投加了溶解性的金属盐药剂后, 一方面溶解性的磷转换成为非溶解性的磷酸金属盐, 也会同时产生非溶解性的氢氧化物 (取决于pH值) 。另一方面, 随着沉析物的增加及较小的非溶解性固体物聚积成较大的非溶解性固体物, 使稳定的胶体脱稳, 通过速度梯度或扩散过程使脱稳的胶体互相接触生成絮凝体。最后通过固—液分离步骤, 得到净化的污水和固一液浓缩物 (化学污泥) , 达到化学除磷的目的。

1.2 主要工艺形式

实际污水处理中化学除磷是可以与重金属的去除一起进行, 这样可以降低投入成本, 只是相应增加一部分的药剂投入。药剂选择现阶段推荐三氯化铁、聚合氯化铝、熟石灰, 因为这三种药剂本身就是水处理药剂, 价格低廉, 并可以在现有水处理设施进行作业, 工艺流程:含磷废水收集池—反应处理池—混凝池—沉淀池—沙滤池—pH调节池—排放计量槽。

2 气浮除磷

2.1 气浮设备技术参数

水停滞时间为10min, 射流器产生泡沫小于1mm, 进水方式为上进下出。气浮装置安装在PH调整槽与排放计量槽之间, 工艺流程:含磷废水收集池—反应处理池—混凝池—沉淀池—沙滤池—气浮装置—pH调节池—排放计量槽。

2.2 原理

利用废水含盐量比较高的特性, 水的表面张力大的情况下, 泡沫有较好的吸附作用。利用高速水流的强化涡流作用, 使气/水充分混合, 并在水中产生大量的细小气泡, 由于气泡表面张力的作用, 使水中的重金属、表面活性剂等有机质吸附于气泡表面, 气浮装置再利用气、水比重之差, 将带有污物的气泡浮选分离, 从而达到净化水质的目的。

3 结语

表面处理企业的水是所有工业污水当中成分最复杂的污水, 所以需要不停的进行实验, 以确定处理工艺的适用性。电镀污水中有机污染物的去除工艺是一个全新的研究课题。在环保呼声日渐增高, 排放标准越发严格, 环境污染现状不容乐观的今天, 电镀工业这一传统的, 涉及产业较多的高污染行业的污染治理已经引起高度重视。笔者目前的工作只是对其进行了初步的探索与研究, 希望借此引起同行的关注与探索。

参考文献

[1]夏宏生, 向欣.废水除磷技术及进展分析[J].环境科学与管理, 2006 (1) .

含磁粉生物反应器处理苯酚废水 篇5

许多研究证实利用微生物磁效应是强化废水生物处理的有效方法[4,5,6,7,8,9,10]。本文作者采用自行研制的一种含磁性粒子的生物填料处理质量浓度为50～400 mg/L的苯酚模拟废水 (简称废水) , 发现质量浓度低于200 mg/L的废水在20 h内的苯酚去除率比采用普通填料时提高约15%, 但当质量浓度大于200 mg/L时, 苯酚去除率变化不大[1]。

本工作采用含磁粉生物反应器工艺, 对质量浓度为120～350 mg/L的苯酚废水进行强化生物处理。

1 实验部分

1.1 试剂、材料和仪器

无机培养基:主要成分为尿素、KH2PO4、K2HPO4、CaCl2、CuSO4、FeSO4, 蒸馏水配制;苯酚废水:苯酚、葡萄糖、无机培养基配制。所用试剂均为分析纯。

活性污泥:取自某污水处理厂, 污泥质量浓度9.8 g/L;磁粉:主要成分为Fe3O4, 表面磁感应强度3～5 mT, 广州磁性材料有限公司;生物填料:自制 (聚乙烯聚合物基料与淀粉、活性炭、磁粉、偶联分散剂等添加物共混注塑成型) , 外形为圆形多齿片状, 直径为120 mm, 密度为0.98 g/cm3。

752N型紫外分光光度计, JPB-607型便携式DO分析议:上海精密科学仪器有限公司;ECLIPSE-E200型生物显微镜:日本Nikon公司;生物反应器:自行设计。

1.2 实验装置

废水好氧生物填料反应器采用有机玻璃柱, 柱主体部分外径180 mm, 内径165 mm, 高516 mm, 有效容积11.3 L。不含磁粉生物反应器为1#柱, 添加磁粉的生物反应器为2#柱。柱内根据实验需要悬挂等同个数的填料。废水由反应器上部流入填料柱, 经处理后由底部流出。

运行条件:进水体积10 L, 曝气流量 0.05～0.20 m3/h, DO约为5.0 mg/L, pH 6.5～7.5, 温度 25～29 ℃, 间歇式操作。

1.3 实验方法

1.3.1 磁粉对微生物生长影响实验

在活性污泥培养基中加入磁粉, 通过测定活性污泥培养液DO的变化, 研究磁粉对微生物生长的影响。根据文献, 促进微生物生长的磁粉有效加入量为1.0～4.0 g/L, 最佳加入量为4.0 g/L[10]。按文献[10]的方法测定磁粉加入量为1.0～4.0 g/L时微生物生长过程中的DO。

1.3.2 废水中苯酚的生物降解实验

废水降解实验采用快速排污法进行预挂膜[1]。挂膜前, 在2#柱驯化污泥中加入一定量磁粉, 搅拌均匀。进行平行实验的两个填料柱内初始均加入苯酚质量浓度约为10 mg/L的废水10 L (葡萄糖、无机培养基配制, 接种活性污泥) , 间歇曝气;然后逐渐增加废水中苯酚浓度, 减少葡萄糖浓度;反复操作5～7 d, 当填料上形成灰白色膜基, 废水中苯酚质量浓度很低时 (﹤5 mg/L) , 完成预挂膜, 对废水中质量浓度为120～350 mg/L的苯酚进行生物降解实验。

1.4 分析方法

采用紫外分光光度计在波长270 nm处测定苯酚废水的吸光度, 通过标准曲线计算废水中苯酚的质量浓度[11]。采用DO分析仪测定废水DO。

2 结果与讨论

2.1 磁粉对微生物生长过程DO的影响

当菌液生长过程温度为25～27 ℃、pH为6.5～7.5时, 磁粉对微生物生长过程DO的影响见图1。由图1可见:磁粉加入量为1.0～4.0 g/L时均能提高微生物生长过程中DO;磁粉加入量为2.0 g/L和4.0 g/L时, DO增长较大, 可提高10%左右。结合磁粉促进微生物生长速率的最佳加入量4.0 g/L[10], 可确定使微生物取得较好生长的磁粉适宜加入量为4.0 g/L。在含磁粉生物反应器工艺处理苯酚废水实验中, 结合实际工况, 初步将磁粉适宜加入量确定为2.0 g/L。

磁粉质量浓度/ (mg·L-1) : ● 0; ■ 1; ▲ 2; ◆ 4

2.2 挂膜过程中反应器内生物相的变化

当把混有磁粉的活性污泥菌液加入2#柱中时, 观察到在气流的冲击下, 携带微生物的部分磁粉迅速附着到填料表面, 仅1 d就有灰白膜基形成, 2 d完成挂膜;1#柱需2～3 d才有明显膜基生成, 约4 d完成挂膜。

1#柱和2#柱中微生物的显微镜照片 (放大100倍) 见图2和图3。由图2和图3可见, 2#柱中微生物数量明显多于1#柱, 且2#柱生物膜的丝状菌显著增多。

2.3 苯酚在含磁粉生物反应器工艺中的降解

不同苯酚质量浓度条件下, 废水中苯酚去除率随反应时间的变化见图4。由图4可见:在降解初期 (0～4 h内) , 两柱中不同质量浓度废水中苯酚去除率无明显差别;由图4a可见, 去除率达90%时, 1#柱和2#柱分别需要13 h和8 h, 2#柱比1#柱缩短了5 h;由图4b可见, 去除率达90%时, 1#柱和2#柱分别需要25 h和13 h, 2#柱比1#柱缩短了12 h;比较图4a和图4b苯酚去除率达90%时所需的反应时间可知, 220 mg/L废水显示更高的苯酚降解速率;由图4c可见, 5～30 h内, 反应时间相同时2#柱比1#柱的去除率有明显增加, 20 h内2#柱的去除率可达80%, 1#柱去除率达80%需30 h, 2#柱比1#柱缩短了10 h。反应20 h时, 2#柱和1#柱出水中的苯酚质量浓度分别降为70 mg/L和133 mg/L。

实验条件下, 与不含磁粉生物反应器工艺相比, 含磁粉生物反应器工艺对质量浓度为120～350 mg/L废水中苯酚的去除率均有不同程度提高。

苯酚质量浓度/ (mg·L-1) : a 120; b 220; c 350反应器: ● 1#柱; ■ 2#柱

2.4 含磁粉生物反应器工艺强化废水处理机理分析

在废水的生物处理过程中, 微生物生长的快慢和酶活性的高低是决定污染物降解速率高低的关键, 适量磁性粒子产生的弱磁场能促进微生物生长及刺激微生物体内酶的活性[4]。在活性污泥驯化过程中投加的磁粉不仅能吸附污泥中的微生物菌体, 产生的弱磁场还可使活性污泥的絮体结构更加紧密, 对有机物的聚集和微生物的加速培养更加有利[12]。柱中含少量磁性粒子的填料带有微弱磁性, 挂膜过程中, 在气流的冲击和填料磁性作用下, 能够迅速吸附一些细小的携带微生物的磁性粒子, 加大了填料表面的粗糙度, 增加了微生物的附着点, 促使填料表面生物膜快速形成。被吸附的磁粉还能够促进顺磁性的氧分子在填料附近停留、聚集、溶解, 使DO增高, 废水中较高的DO也是促进生物接触氧化过程中微生物新陈代谢和提高污染物降解效率的重要原因之一。

3 结论

a) 适量磁粉可增加废水中的DO。磁粉加入量为2.0 g/L和4.0 g/L时, 废水中DO可提高10%左右。

b) 实验条件下, 与不含磁粉生物反应器工艺比较, 含磁粉生物反应器工艺使填料挂膜启动时间缩短1～2 d;填料上附着的微生物量增多, 丝状菌繁殖加快。

c) 与不含磁粉生物反应器工艺相比, 含磁粉生物反应器工艺处理120～350 mg/L的苯酚废水, 可提高废水中苯酚的去除率, 对质量浓度为350 mg/L的苯酚废水处理20 h时, 苯酚去除率可达80%, 出水中苯酚质量浓度降为70 mg/L, 而不含磁粉生物反应器出水中苯酚质量浓度为133 mg/L。

参考文献

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[3] Zhang Xiaohua, Bajpai R K.Comprehensive model for thecometabolism of chlorinated solvents.J Environ SciHealth, A, 2000, 35 (2) :229

[4]安燕, 程江, 杨卓如.微生物磁效应在废水处理中的应用.化工环保, 2006, 26 (6) :467~470

[5]贾亮, 李真, 贾绍义.磁化技术在工业水处理中的应用.化学工业与工程, 2006, 23 (1) :59~63

[6]罗亚田, 余以雄, 张伟方.磁场协同交变脉冲电化学场处理垃圾渗滤液.环境科学研究, 2006, 19 (5) :74~77

[7] Hulyka Y, Celebi S S.Biofilm formation on magneticpolystyrene particles.J Bioact Comp Polym, 2001, 16 (5) :221~234

[8]刘建荣, 吴国庆, 牛志卿等.磁态厌氧流化床处理印染废水.中国环境科学, 1996, 16 (1) :64~67

[9]陈毅忠, 胡原君, 董良飞等.磁技术处理含油废水的研究进展.化工环保, 2008, 28 (1) :33~36

[10]安燕, 程江, 杨卓如等.磁场对微生物生长及苯酚降解影响的研究.广州化学, 2007, 32 (3) :16~19

[11]洪军, 刘亚子, 杨绍等.微波辅助光催化降解水中苯酚.环境科学, 2006, 27 (9) :1 808~1 813

电絮凝处理含铜废水的试验研究 篇6

电絮凝是一种对环境二次污染较小的废水处理絮凝技术。近年来, 电絮凝技术已广发应用于各种废水的处理[2], 它不但效果显著, 而且设备、操作简单, 占地面积小, 无需投加大量化学试剂, 污泥量少, 后续处理简单, 并且随着电化学学科和电力工业的发展使得电絮凝用于废水处理的成本大大降低, 竞争力不断增强[3]。本研究以深圳市某电镀厂的含铜废水为对象, 对其重金属铜的去除效果进行试验研究, 以为含铜废水的治理提供新的方法和理论依据。

1 试验部分

1.1 废水性质

废水取自深圳市某电镀厂电镀车间, 废水中Cu2+质量浓度为100 mg/L, 废水p H值为2.15。

1.2 试验流程及方法

试验装置如图1所示。

电絮凝实验装置为容量为2 L的圆柱形有机玻璃容器, 阴极、阳极各为一块铝制极板, 铝的纯度在95%以上, 极板大小为60mm×1 mm×50 mm, 两块平行的铝板垂直地放入容器, 用胶木夹固定。电流由恒流恒压电源控制, 稳定电源输入电压范围为0~220 V, 输出电压为0~30 V, 输出电流为0~3 A。向容器倒入该厂的含铜废水1500 m L, 通过加入配制好的Na OH、HCl来调节水样的p H, 接线后开通电源, 通过磁力搅拌器均匀搅拌溶液以防止电解液所产生的浓差极化现象, 调整电压、电流值。通过计时, 在相同的时间内对改变实验条件的不同溶液取样, 采用国家标准检测方法测定Cu2+的质量浓度[4]。

2 结果与讨论

2.1 初始p H值的影响

当p H=6.0时, 溶液中出现大量蓝色絮体, 此时溶液中的Cu2+经测量后只有30 mg/L, 因此为了更能说明电絮凝对于Cu2+去除作用, 这里实验的p H只取到6.0, 高于6.0的p H不予考虑。为了研究p H对电絮凝除Cu2+的影响, 分别调节溶液的p H为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0, 在电流密度为4 m A/cm2, 极间距为1 cm, 电絮凝时间为30 min的条件下进行试验测定, 结果如图2所示。

由图2可看出, 通电30 min后, p H=2.0、3.0、4.0、5.0、6.0对应的p H去除率分别为15%、54%、82%、97%、94%。在p H=2.0~5.0的范围内, 随着p H的升高, 电絮凝对Cu2+的去除率也增大。而且反应过程中, 不同p H下的电絮凝过程有着不同的现象。在p H=2.0时, 由于生成的Cu (OH) 2在较性条件下无法生成, 因此在铝板上发生了氧化还原反应, 生成了一层红铜色物质。随着p H的升高, 溶液生成的蓝色絮凝物越来越多, 溶液颜色也由天蓝色变为暗蓝色, 说明溶液中的Cu2+浓度也在一直降低。在p H值为2~4的完全酸性条件下, 阴极会产生过多的OH-, 电絮凝过程中p H值有所升高, 电絮凝对于Cu2+的去除以生成Cu (OH) 2共沉淀为主。当p H值在4~8之间时, 阳极产生的所有Al3+会形成聚合物 (如Al13O4 (OH) 247+和Al (OH) 3沉淀[5,6]) , 这些Al的氢氧化物可以通过吸附架桥、沉淀物网捕作用去除废水中的Cu2+, 使重金属得到有效的处理。通过以上分析可知, 电絮凝在电流密度为4 m A/cm2、极间距为1 cm、p H=5.0的条件下, 通电30 min, 能去除97%的Cu2+, 为最高处理效率。因此, 最佳初始p H为5。

2.2 电流密度的影响

分别调节溶液的电流密度为2、4、6、8、10 m A/cm2, 在p H=5.0, 极间距为1 cm, 电絮凝时间为30 min的条件下进行试验测定, 结果如图3所示。

由图3可知, 当电流密度在2~6 m A/cm2范围内时, 电絮凝对Cu2+的去除率逐渐增大, 这说明在一定时间内, 随着电流密度的增加, 导致了絮凝剂和OH-的增加, 从而使Cu2+得到有效的去除。在电流密度为6 m A/cm2时, 去除率达到了最大的98%。但在电流密度增加至8、10 m A/cm2时, 电絮凝对Cu2+的去除率逐渐减小, 造成这种情况的原因主要是因为随着电流密度的增大, 加速了铝极板的钝化, 极板的腐蚀使起电气浮作用的气泡变大, 对絮凝体的剪切作用越明显, 越易打碎絮体, 造成Cu2+浓度升高。综合考虑, 最佳电流密度为6 m A/cm2。

2.3 电极间距的影响

分别改变铝电极间距为1、2、3、4、5 cm, 在p H=5.0, 电流密度为6 m A/cm2, 电絮凝时间为30 min的条件下进行试验测定, 结果如图4所示。

由图4可知, 电极间距为1 cm时, Cu2+去除率最高, 基本上已经被完全去除。随着电极间距增大, 电絮凝对Cu2+的去除率逐渐有少许减小。电极间距大小影响电流, 当电极间距小, 两极板间电阻变小, 电流强度变大, 使絮凝剂和OH-增加, 电絮凝处理效果好, 但是能耗会大, 并且过小的电极间距容易使浮渣堵塞絮凝池, 极板间容易造成短路而损坏设备;而电极间距大, 虽然能耗小, 但是电絮凝效果会较差。综合考虑, 最佳电极间距为1 cm。

2.4 电絮凝时间的影响

在p H=5.0, 电流密度为6 m A/cm2, 极间距为1 cm的条件下, 在不同的电絮凝时间下进行试验测定, 结果如图5所示。

由图5可知, 初期电絮凝去除速度很快, 随着时间变化, 后期去除速度逐渐变缓。当絮凝时间为30 min时, 去除率达到最高的98.5%;后面继续延长电絮凝时间, 去除率基本没有太大变化。主要原因是初期随着时间延长, 极板反应产生的絮凝剂和OH-越多, 电絮凝对Cu2+的去除越好;后期继续延长时间, 铝板容易钝化, 其表面会形成一层疏松的膜层, 阻碍铝电极的溶解, 导致去除率变化不明显。综合考虑去除效果和能耗, 最佳电絮凝时间为30 min。

3 结论

(1) 电絮凝法处理电镀行业的含铜废水效果显著, 能耗低, 设备、操作简单, 电絮凝对Cu2+的去除率最高能到98.5%。

(2) 电絮凝对废水中Cu2+的去除效果与溶液初始p H、电流密度、电极间距、电絮凝时间等因素有关。综合能耗、实际操作条件等因素, 电絮凝法处理含铜废水的最佳工艺条件是:初始p H=5.0, 电流密度为6 m A/cm2, 电极间距为1 cm, 处理时间为30 min。

(3) 通过改进工艺以提高电絮凝法的处理效率和降低能耗, 是当前该技术的发展方向。随着电化学的不断深入研究, 电絮凝在废水处理中将会有更广泛的应用。

参考文献

[1]涂锦葆.电镀废水治理手册[M].机械工业出版社, 1989.

[2]冯俊生, 许锡炜, 汪一丰.电絮凝技术在废水处理中的应用[J].环境科学与技术, 2008, 31 (8) :87-89.

[3]宋均轲, 钱斌.电絮凝技术在水处理中的应用[J].广州化工, 2011, 39 (14) :40-41, 95.

[4]国家环保局.水和废水监测分析方法 (第四版) [M].北京:中国环境科学出版社, 2002:344-399.

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碱改性粉煤灰处理含铬废水 篇7

1 试验部分

1.1 试剂及材料

重铬酸钾、乙醇、氢氧化钙、硫酸、盐酸、二苯碳酰二肼、丙酮、氢氧化钠、磷酸。

本试验采用模拟含铬废水:准确称取干燥后的重铬酸钾0.2829 g,加水溶解后稀释定容至1 L容量瓶中,含铬浓度为100 mg/L,试验时再稀释为铬浓度为40 mg/L的溶液。

试验所用粉煤灰取自扬州二电厂,将灰样置于干燥处密闭供实验用。

1.2 标准曲线

根据二苯碳酰二肼分光光度法测定废水中六价铬的含量,通过标准曲线法得线性方程为:y=0.6688x+0.0032,R2=0.9991。

1.3 试验方法

将粉煤灰过0.154 mm筛,在80℃干燥箱中干燥至恒重。将处理后的粉煤灰与氢氧化钙按照1∶1的比例,在350℃温度下煅烧后制得碱改性粉煤灰。

用重铬酸钾标准溶液配制模拟铬废水(含Cr6+40μg/m L),加入一定质量的粉煤灰,匀速搅拌一定时间后,静置,取上清液过滤,用二苯碳酰二肼分光光度法测定滤液中的Cr6+含量并计算其去除率。

2 结果与讨论

2.1 单因素试验

2.1.1 粉煤灰投加量的确定

取五份50 m L的模拟铬废水中,分别向其中加入不同质量的改性粉煤灰进行吸附试验。将称得的改性粉煤灰放进100 m L小烧杯中,再分别加入50m L含Cr6+40μg/m L的模拟铬废水,匀速搅拌60min。搅拌后,静置,取上清液过滤,将滤液稀释5倍后,取2.5 m L于比色管中测其吸光度。查阅标准曲线,可知其中Cr6+含量。从而可求得Cr6+去除率。吸附时间为60 min,吸附效果见图1。

从理论上来讲,吸附效果应该和投灰量呈正相关的关系。因为改性粉煤灰的投加量越多,对含Cr6+废水的处理能力就越强。而从图1中可以看出,改性粉煤灰的投加量为60 g/L时去除率比80g/L、100 g/L均好,这说明投加量为60 g/L时,改性粉煤灰可能已经达到吸附饱和了,而因为改性粉煤灰是碱性的,所以在增加投灰量的同时,也增加了溶液的p H值,这也使得在80 g/L及100 g/L时吸附效果有略微下降,在继续增加投灰量至120 g/L时,吸附的条件已经改变,在这样的p H值条件下,改性粉煤灰的吸附饱和点升高,从而,Cr6+继续增加。而且在改性粉煤灰投加量增大时,溶液中的OH-将增加,从而与粉煤灰中浸出的硅铝等絮凝沉淀,提高了去除率。从这步试验来看,投灰量为120 g/L时,吸附效果是最好的,然而其去除率只比60 g/L时高了一点。从试验现象中也可以看出,改性粉煤灰如投加的越多,烧杯中物体越粘稠,内层的改性粉煤灰被层层包裹着,很难与废水接触,从而不能对Cr6+产生吸附作用,相当于浪费了这一部分的粉煤灰。同时投加太多的改性粉煤灰处理之后会产生大量的污泥,在对污泥进行处理时很难将污水和污泥进行分离,对后续处理有较大影响。综合考虑,在以下吸附试验中采用60 g/L投灰量。

2.1.2 p H值的确定

取6份50 m L的模拟铬废水,分别向其中加入3 g碱改性粉煤灰,测得溶液初始p H值为14。用盐酸调节,使p H值分别为2.0、4.0、7.0、10.0、12.0,14.0,匀速搅拌吸附60 min,静置,取上清液过滤,将滤液稀释5倍后,取2.5 m L于比色管中测其吸光度。查阅标准曲线,可知其中Cr6+含量,吸附效果见图2。

从图2可以看出,随p H升高,Cr6+的去除率升高,这表明吸附过程适合在碱性条件下进行,其原因可能是由于在酸性条件下粉煤灰的改性结构被破坏,打破了碱与灰之间的活化结构,不利于吸附反应的进行,使得去除率较低。另一方面因为H+也会被改性粉煤灰吸附,占用改性粉煤灰的吸附容量,影响改性粉煤灰对Cr6+的吸附效果。而在碱性条件下粉煤灰颗粒的表面羟基中的易发生解离而带负电荷,由于静电作用就很容易吸附废水中带正电荷的金属离子。

另外,这与不同p H值条件下Cr O42-和Cr2O72-之间的转换有关:

在碱性和中性条件下,溶液中的Cr以Cr O42-形式存在,当p H值减小时,先生成HCr O4-再转变为Cr2O72-。在p H值≤4时,Cr2O72-则占优势;在碱性条件下,主要以Cr O42-,碱改性灰对Cr O42-选择性较高,所以在碱性条件下吸附效果较好[5]。

从以上试验的结果看出,p H值在12时去除率最高为92.95%。但因为初始溶液p H值为14,去除率为92.72%。p H值在12时的去除率和p H值为14的去除率相比相差不多,从经济角度出发本试验采用p H值为14。

2.1.3 吸附时间的确定

以上述较佳投灰量及p H值为吸附条件,改变吸附时间搅拌后,静置,取上清液过滤,将滤液稀释5倍后,取2.5 m L于比色管中测其吸光度。查阅标准曲线,可知其中Cr6+含量。从而可求得Cr6+去除率。试验结果见图3。

从图3中可以看出,吸附时间越长吸附效果就越好,在吸附达到60 min时,去除率已经达到92.72%。在60 min以后,吸附效果变化不很明显,说明吸附反应在60min时已达到了吸附平衡,综合考虑,设置60 min为较佳吸附时间。

2.1.4 吸附温度的确定

在以上述确定的较佳投灰量和p H值作为吸附条件,改变吸附温度,搅拌、静置,取上清液过滤,将滤液稀释5倍后,取2.5 m L于比色管中测其吸光度。查阅标准曲线,可知其中Cr6+含量。从而可求得Cr6+去除率。试验结果见图4。

从图4中可以看出,吸附效果是随着吸附温度的升高反而降低的,温度升高反而不利于提高吸附效果。因为吸附反应是一个放热过程。从实验数据可见,温度为20℃时去除率最高,达到92.72%。此温度为常温,无须升温或降温耗能,就以常温条件作为最佳吸附温度。

2.1.5 Cr6+初始浓度的影响

配制不同初始浓度的模拟铬废水,各取50 m L模拟铬废水进行吸附试验,按照前面试验所选的较佳条件。吸附效果见图5。其中,吸附容量按照公式1计算。

式中:c0—溶液初始浓度,μg/m L;

ce—溶液吸附平衡时浓度,μg/m L;

V—溶液体积,m L;

m—投灰量,g。

从图5中看出,浓度越小,吸附效果越好。这是因为当溶液中Cr6+浓度越小时,对于同等量的改性粉煤灰其吸附容量越充裕,吸附效果就越好。总的来说,在10~50μg/m L的浓度范围内,Cr6+去除率都在90%以上,都能达到较好的去除效果。但是如果随着浓度的进一步增大,影响可能会比较明显。

2.2 吸附机理试验

2.2.1 吸附试验

分别配制不同浓度的模拟铬废水,以60 g/L的改性粉煤灰投加量,在20℃碱性条件下,匀速搅拌60min,进行吸附试验。反应后,静置,取上清液过滤,将滤液稀释5倍后,取2.5 m L于比色管中测其吸光度。

2.2.2 吸附等温线

以吸附时的六价铬平衡浓度Ce为横坐标,平衡吸附量Qe为纵坐标作图,试验结果见图6。

将改性粉煤灰吸附六价铬废水的试验结果,按照Langmuir吸附等温式和Freundlich吸附等温式进行线性拟合,结果见表1和图7。

由表1和图7可知从线性相关系数R2确定Langmiur和Freundlich两种吸附等温方程拟合情况都较好,其中用Freundlich吸附等温方程拟合的线性相关系数要比Langmiur吸附等温方程拟合的线性相关系数高,相关系数R2为0.9878。所以改性粉煤灰吸附六价铬废水的吸附过程更符合Freundlich吸附等温方程。因为Freundlich吸附等温方程常数n=2.351,介于1~10之间,这就说明这个吸附过程容易进行,改性粉煤灰的吸附是优惠吸附。改性粉煤灰的吸附同时存在多分子层吸附而不是属于单一的单分子层吸附。

3 结论

(1)通过单因素试验选取碱改性粉煤灰的投加量、p H值、吸附时间、吸附温度、Cr6+初始浓度等吸附条件,最终确定较佳吸附条件为投灰量60 g/L,p H值14,吸附时间60 min,吸附温度为20℃,Cr6+初始浓度为40μg/m L。在此条件下Cr6+去除率可达92.72%。Cr6+初始浓度在10~50μg/m L的浓度范围内,Cr6+去除率都在90%以上,均能达到较好的去除效果。

(2)利用吸附等温线来研究改性粉煤灰的六价铬废水的吸附机理,用Langmuir和Freundlich吸附等温式分别进行了线性拟合,两种吸附等温方程线性相关系数都比较好,而且Freundlich吸附等温方程拟合的线性相关系数更高,R2为0.9878。说明吸附过程更符合Freundlich吸附等温方程。

摘要：采用碱改性方法改性粉煤灰,通过单因素试验处理含铬废水,并对操作条件进行选择和优化,单因素试验表明当投灰量60 g/L,pH值14,吸附时间60 min,吸附温度为20℃,Cr~(6+)初始浓度为40μg/m L的条件下,Cr~(6+)去除率可达92.72%。吸附机理试验表明碱改性粉煤灰吸附含铬废水的过程符合Freundlich吸附等温方程。

关键词：粉煤灰,碱改性,含铬废水

参考文献

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