硫酸废水

硫酸废水（精选9篇）

硫酸废水 篇1

近年来,随着社会进步和人们生活水平的提高,各种废水产生量增多带来的环境污染问题日益严重。在各种废水处理方法中,生物法因其成本低、效果好备受关注,其中硫酸盐还原菌(Sulfate reducing bacteria,SRB) 属于代谢谱较宽的广食性微生物,可降解许多难降解物质,工艺费用低、降解污染物种类多,作为处理废水的一项实用技术极具应用潜力。

1 SRB法处理废水的原理

SRB代谢过程中,利用SO2-4作为最终电子受体,将有机物作为细胞合成的碳源和电子供体,降解污染物主要通过以下方式:①SRB产生的H2S与溶解的金属离子反应,生成不可溶的金属硫化物;②硫酸盐还原消耗水合氢离子,使溶液的pH值升高,金属离子以氢氧化物形式沉淀;③SRB的胞外聚合物吸附重金属离子;④SRB代谢过程中分解有机物生成CO2,部分重金属转化成不溶性的碳酸盐⑤通过SRB细胞的新陈代谢,主动吸收、转化并最终积存在其细胞原生质内,降低和清除重金属的毒害。

2 SRB法处理废水的研究进展

2.1 处理含重金属离子工业废水

现代社会每年都会产生大量含重金属离子的废水排入环境,重金属离子在环境中无法被生物分解,经过不断积累容易造成环境的长期污染。重金属离子废水的常见处理方法有凝聚共沉法、电解沉积法、离子交换法、电解法、活性炭吸附法、电渗析法等[1]。这些方法虽然都有一定的效果,但存在二次污染、运行成本高,对低浓度重金属废水处理效果也不理想。近年来,生物法处理金属废水成为国内外科研人员研究的新课题,它具有效率高、选择性强和吸附容量大等优点,不会造成二次污染,具有广阔的应用前景和良好的环境效益。

华尧熙等[2]研究了以厌氧污泥床培养SRB处理含锌废水的工艺,该工艺中SRB以活性污泥的形式存在于反应器中,模拟废水的锌浓度为500mg/L以下时,对锌的去除率高于99%,其单位容积对重金属的去除率最高可达1300mg/(L·d)。马晓航等[3]研究利用SRB处理含锌废水的污泥床工艺及影响运行的主要因素。结果表明,该工艺有机物和锌离子的去除率分别达到73.8%和99.63%。潘响亮等[4]利用SRB混合菌群分泌的胞外聚合物(EPS)吸附水溶液中的Zn2+,结果表明,在初始Zn2+浓度为500mg/L时,EPS对Zn2+的吸附量达到326.07mg/g。田小光等[5]采用化学还原法并结合SRB吸附法研究了从电镀厂的含铬废水中去除铬,当废水中Cr(Ⅵ)的质量浓度为30~40mg/L时,Cr(Ⅵ)的去除率可达99.67%~99.97%。冯易君等[6]采用SRB处理某厂的镀铬废水[29],试验结果表明:经过SRB处理后,铬从98mg/L降到8.1mg/L,铅从0.27mg/L降到0.02mg/L,镉从1.75mg/L降到0.3mg/L。张介驰等[7]研究有还原剂参与下利用SRB净化含铬电镀废水,处理后废水中Cr(Ⅵ)的质量浓度由30~40mg/L下降到0.1mg/L,去除率达到99.67%~99.97%。马军等[8]以SRB为生物絮凝剂对含铬工业废水进行了动态扩大研究,得到最佳工艺条件为:pH 7.5~8.0,水温10℃以上,进水中Cr6+质量浓度最高100mg/L,活性细菌浓度0.8%~1.2%,反应时间13~16min。柴立元等[9]采用改性活性污泥体系处理含铬废水,改性体系能有效处理浓度为200mg/L的含六价铬废水,铬(Ⅵ)的去除率高达99.83%,且体系对共存重金属离子均有良好的去除效果。

2.2 处理有机废水

随着工业的发展,化工、制药、制革、造纸、发酵和食品加工等领域在生产过程中排放出大量高浓度硫酸盐工业废水,这些废水若处理不善, 遇到厌氧环境会在SRB作用下产生H2S, H2S能严重腐蚀处理设施和排水管道,且气味恶臭,排入水体会使受纳水体酸化,pH值降低,危害水生生物,危害人体健康和生态平衡。对于高浓度硫酸盐有机废水,比较常用的是两相厌氧消化法,即首先利用SRB对废水中的硫酸盐进行还原,以消除硫酸盐还原作用对产甲烷菌的抑制影响,再进行甲烷发酵,这样有利于提高工艺运行的稳定性和去除效率[10]。

赵金辉等[11]采用A/BAC-SRB工艺对有机磷农药生产废水处理进行了研究,当进水CODCr为2012mg/L,BOD5为344mg/L,TP为250mg/L,OP为132mg/L时,其总去除率分别为95%,80%,70%和55%。缪应祺等[12]进行了SRB处理钛白粉生产废水试验研究[31],试验结果表明:对模拟废水,42h内SO2-4的去除率达到92.1%,对钛白粉生产废水,42h内SO2-4的去除率达到92.1%。刘广民等[13]采用SRB在连续流搅拌槽式反应器中处理硫酸盐废水,当HRT>5.2h时,能够保证硫酸根去除率≥80%,SO2-4负荷最高可达7.58kg/(m3·d)。陈业钢等[14]利用水解酸化—厌氧工艺处理高浓度抗生素废水,CODCr与SO2-4总去除率分别可达75.5%和95.2%。杨景亮等[15]对SRB处理青霉素生产过程中排放的高浓度硫酸盐废水进行了研究,当SO2-4负荷为5kg/(m3·d),进水COD/SO2-4为2.5~2.8时, SO2-4去除率为68%~78%;进水COD/SO2-4大于3时SO2-4去除率大于90%。贾省芬等[16]研究了硫酸盐还原菌混合培养物对染料的脱色作用,当上清液中含有H2S时,在1h内不同染料(50mg/L)的脱色率可达25.58%~98.8%,而完整细胞的脱色率则为6.99%~80.60%。

2.3 处理酸性矿山废水

酸性矿山废水的污染是一个全球性的问题,主要特征表现在低pH值、高浓度硫酸盐浓度和高浓度可溶性重金属离子等。目前国内外治理酸性矿山废水采用的方法有中和法、湿地法和微生物法。中和法反应时间短、工艺简单,但其投资大,运行费用高,易造成二次污染。湿地法投资少,运行费用低,易于管理;但是其占地面积大,处理受环境影响很大,而且对H2S的处理也不彻底,在应用上受到一定限制。微生物法包括硫酸盐还原菌法和氧化亚铁硫杆菌法,其中硫酸盐还原菌法应用较广[17]。

Phillip等[18]利用上流式填充床反应器处理酸性矿山排水,在pH为3.25的情况下,38.3%的硫酸盐被还原,且废水pH上升到5.82。在pH=3.0时,检测不到产生的硫化物,硫酸盐还原率降到14.4%。James等[19]采用当地马铃薯加工厂废料马铃薯皮和肉牛厂粪便的混合物来充当电子供体,当添加量适中选取有机物时,SO2-4、Fe、As的浓度分别由1200mg/L、100mg/L、5mg/L降为接近零,pH由6升至中性。Vladislav等[20]以铁屑作为生物膜载体,以糖蜜为碳源对填充床和流动床反应器进行试验,在填充床反应器中,COD由4.7g/L降解为0.39g/L,在流动床反应器中降解为0.36g/L。李亚新等[21]用生活垃圾酸性发酵产物作为碳源,研究了在初级厌氧阶段SRB处理酸性矿山废水的性能和工艺特点,得出在温度为35℃,回流比为50:1,HRT=12h,CODCr/SO2-4值约为1.12的条件下,废水经过SRB厌氧生物处理后SO2-4的还原率为86.73%,CODCr降解率达到85.69%。肖利萍等[22]利用被动处理技术SAPS对酸性矿山废水进行处理,将锯屑与鸡粪混合物的发酵产物作为SRB的碳源,废水获得了充足的碱度,Fe2+和Cu2+的去除率均大于90%,SO2-4的浓度也有大幅度降低。

3 结 论

硫酸盐还原菌具有生存能力强,代谢谱较宽等许多特点,利用SRB的处理废水工艺也具有投资小、运行费用低、工艺稳定、适应性强等优点,具有广阔的应用前景。从长远看,要最大限度发挥硫酸盐还原菌在废水处理中的作用,还必须进一步深入研究硫酸盐还原菌的作用机理,解决许多技术上的问题。主要包括:(1)SRB的生长规律有待探明,SRB与生态系中的其他微生物(如产甲烷菌、产氢产乙酸菌)之间的相互关系也有待进一步研究;(2)如何保持常温下SRB的生化活性问题;如何消除重金属离子和硫化氢对SRB的抑制问题;(3)在酸性环境中,如何达到较高的SO2-4还原率,降低出水中的COD问题;(4)污泥中有用物质的回收和无用物质的贮存问题;(5)高效菌的筛选、固定化、最大生物量及活性的保持问题;(6)产物H2S释放导致下游腐蚀作用问题等。解决上述问题,有利于提高硫酸盐还原菌在废水处理上的能力和效率,有利于SRB技术在实践中的推广和应用,充分发挥SRB在废水处理中的潜力。

摘要：硫酸盐还原菌(SRB)在废水处理方面有独特的优势,可降解很多其他微生物难以降解的物质。本文在阐明SRB降解水中污染物原理的基础上,充分探讨了SRB在处理重金属废水、矿山酸性废水、有机废水中的应用现状及研究进展,并对其在废水治理方面进行了展望。

关键词：硫酸盐还原菌,重金属离子废水,酸性矿山废水,有机废水

硫酸废水 篇2

EGSB反应器处理高浓硫酸盐废水

研究在负荷为20 kg COD/(m3・d)正常运行的EGSB(Expanded Granular Sludge Bed)反应器中,处理高浓硫酸盐废水.经过一个月左右的驯化,在进水COD为4 000 mg/L的条件下,进水SO42-质量浓度可提升至约1 800 mg/L,获得了9 kg SO42-/(m3・d)的运行能力.较高的有机负荷使得产气量较大随之带来明显的气提效应,再加上较高的上升流速所产生的.良好的气固分离效果,使得气相中的硫元素含量较高,达到了质量分数43.8%.硫酸盐还原茵所能达到的最大电子流比重为31.4%,对应的最低COD/SO42-值约为2.0.EGSB反应器内溶解性硫化物与相应的自由硫化氢质量浓度为255 mg/L和102 mg/L,未对SRB与产甲烷菌产生任何毒性.

作 者：王伟 阮文权 邹华 严群 陈坚 孙志浩 WANG Wei RUAN Wen-quan ZOU Hua YAN Qun CHEN Jian SUN Zhi-hao  作者单位：江南大学,工业生物技术教育部重点实验室,江苏,无锡,214036;江南大学,生物工程学院,江苏,无锡,214036 刊 名：食品与生物技术学报  ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF FOOD SCIENCE AND BIOTECHNOLOGY 年，卷(期)： 25(6) 分类号：X703 关键词：硫酸盐废水   EGSB   硫化物   电子流比重  

硫酸废水 篇3

1 实验部分

1.1 实验废水、材料与仪器

本实验所用水样来源于江西省赣州市某电镀厂面处理过程产生的含镍废水, 据现场调查, 该厂含镍废水每天最小排放量约15 m3, 废水各重金属组分含量见表1。

实验所用试剂H2SO4、Na OH、Na Cl O均为分析纯, 实验用水为去离子水。

1.2工艺流程

电镀废水镍回收工艺流程详见图1, 含镍废水经沉淀产生的镍泥经浓硫酸酸浸、过滤后制得硫酸镍粗液, 经进一步净化除杂制得硫酸镍纯溶液, 最后通过多级蒸发结晶制得高纯度硫酸镍晶体, 达到电镀行业硫酸镍质量指标。

1.3 实验步骤

1.3.1 沉淀

取50 m L含镍废水, 采用20%Na OH作沉淀剂, 分别考察碱投加量、反应温度、时间等因素对沉淀效果的影响, 并优选出最佳工况条件, 用于后续实验。

1.3.2 酸浸

称得一定量的镍泥泥浆, 缓慢加入浓硫酸, 不断搅拌, 控制一定的液固比, 浸取2 h, 取浸取液进行分析检测其中镍离子的含量, 计算镍的浸出率。

1.3.3 纯化除杂

经酸浸后得到的硫酸镍粗液中残存具有还原性的杂质, 因此需通过进一步氧化处理实现净化除杂。

1.3.4 结晶

将净化除杂后的滤液泵入真空蒸发浓缩罐, 先调整溶液p H值, 通过严格控制蒸发过程, 当溶液中镍含量达到300g/L~400g/L, 停止溶液蒸发, 把溶液转入结晶罐, 通过实施严格的结晶工序, 最终制得符合电镀要求的硫酸镍晶体。

1.4 分析方法

Ni2+采用丁二酮肟分光光度法测定;其他金属离子采用原子吸收分光光度法分析;按国标方法测定粗品铜和粗品硫酸镍。

2 结果与讨论

2.1 沉淀

Na OH投加量对镍沉淀率的影响如图2所示。

由图2中可知, 刚开始加入20%Na OH溶液后, 镍沉淀率逐渐提高, 但其变化率较平缓, 随着Na OH投加量增至25 m L时, 镍离子沉淀率明显提高, 当Na OH加入量为45 m L时, 镍沉淀率激增至99.34%, 继续增加投碱量, 镍沉淀率未有明显变化。沉淀法制备镍泥的关键是要控制好p H值, 要根据处理水质和需要除去的重金属种类, 选择恰当的p H值。故根据本实验数据, 加碱量对镍沉淀率影响很大, 使镍沉淀率达较高情况下的最佳条件为:加入20%的Na OH45 m L并使其废水p H为8.5~9.5范围内。

2.2 酸浸

通过正交试验, 优化比选出酸浸最佳工艺条件, 即硫酸添加比2.8:1、浸出时间2 h、浸出温度25℃及液固比10:1, 此工艺条件下可得到深蓝色澄清硫酸镍溶液, 镍浸出率为96.0%, 充分保证了含镍电镀污泥中金属镍回收产品的纯度和产量。

2.3 纯化除杂

采用Na Cl O对酸浸出硫酸镍粗液进行氧化处理, 然后通过分子筛对溶液中的杂质进行吸附沉淀, 经过滤, 使溶液进一步得到纯化, 分析溶液中镍及主要杂质的含量。

2.4 结晶

取1L除杂纯化后过滤得到的硫酸镍溶液进入真空蒸发罐, 加入浓硫酸调节溶液p H值为2~4, 蒸发速度为每小时蒸发起始溶液量的40%~50%, 当溶液浓缩至镍含量达到350 g/L~400g/L时, 停止蒸发, 将溶液转入结晶罐, 保持溶液温度90℃~95℃, 继续搅拌溶液30 mins, 搅拌速率为90 r/min, 循环冷却水流量为5L/min, 使溶液在1 h内温度缓慢降到50℃~65℃, 然后关闭冷却水, 自然冷却的降温速率约1℃/min, 溶液中开始出现结晶时, 提高搅拌器速率至50 r/min, 随着结晶颗粒的增多增大, 溶液颜色由深蓝变成绿色, 将搅拌器速率降低至40r/min, 当结晶温度到33℃~45℃时, 结晶停止, 得含硫酸镍晶体的溶液, 静置陈化后经真空过滤及干燥后得硫酸镍晶体 (Ni SO4·6H2O) , 过滤母液回流至酸浸工艺。

由本工艺制得的结晶硫酸镍经产品质量检测的结果如表2所示。

检测结果表明, 本工艺所制取的硫酸镍产品主要质量技术指标符合工业硫酸镍国家标准 (HG/T2824—1997) 一类标准。

3 结语

(1) 镍沉淀率达较高情况下的最佳条件为每50 m L含镍废水加入45 m L 20%的Na OH并使其废水p H为8.5~9.5范围内; (2) 酸浸最佳工艺条件为硫酸添加比2.8:1、浸出时间2 h、浸出温度25℃及液固比10:1; (3) 针对某电镀厂表面处理过程产生的含镍废水, 采用“沉淀—酸浸—纯化—结晶”工艺制备硫酸镍晶体, 产品技术指标符合工业硫酸镍国家标准一类标准。

摘要：针对某电镀厂表面处理过程产生的含镍废水, 采用“沉淀—酸浸—纯化—结晶”工艺制备硫酸镍晶体, 分别就各步骤的工艺参数如投药量、反应时间等进行正交实验, 比选优化出最佳工况条件, 在此工况条件下所制取的硫酸镍产品技术指标符合工业硫酸镍国家标准一类标准。

关键词：含镍电镀废水,硫酸镍,沉淀,酸浸

参考文献

[1]汪晴, 熊杰, 叶锦韶.电镀行业重金属在线回收清洁生产技术[J].生态科学, 2015, 34 (4) :163-168.

[2]郑利祥.离子交换法处理含镍电镀废水的工程应用[J].工业水处理, 2015, 35 (10) :87-90.

硫酸废水 篇4

将两段UASB反应器用于处理含高浓度硫酸盐、氨氮的有机废水,结果表明CODCr的去除率>95%,总磷的去除率>55%.第1段反应器进水的`CODCr、硫酸盐、氨氮分别在11000、2 800、1 000mg/L时,硫酸盐、CODCr去除率分别为>96%、>87%;厌氧生物处理过程中,废水中的游离NH3与产生的H2S、VFA、CO2相互作用,有利于厌氧生物处理的顺利进行.第2段反应器进水pH 7.7～7.8,出水pH>8.0,CODCr去除率为65%～75%.扫描电镜照片显示,两段反应器中占优势的微生物种群不同.

作 者：任飞 童群义 姜海童 姚正仪 Ren Fei Tong Qunyi Jiang Haitong Yao Zhengyi 作者单位：任飞,童群义,Ren Fei,Tong Qunyi(江南大学食品学院,江苏,无锡,214036)

姜海童,姚正仪,Jiang Haitong,Yao Zhengyi(无锡杰能科生物工程有限公司,江苏,无锡,214035)

硫酸废水 篇5

本工作将农药三唑醇生产过程中产生的含铝酸性农药废水(农药废水)通过合理的处理方法转变为PAS液体混凝剂,回用到厂区的污水处理过程中,既解决了高浓高盐废水的处置问题,又节约了处理成本,同时达到了资源回收利用的目的。

1 实验部分

1.1 材料、试剂和仪器

农药废水来自江苏某农药公司生产车间,废水水质:p H 0.8,COD 75 423 mg/L,铝含量6%(以w(Al2O3)计)。废水中主要有机污染物为丙酮和异丙醇。

厂区污水站好氧池出水,水质:p H 6~9,COD 260 mg/L,SS 80 mg/L。

氢氧化钙、乙酸钠、乙酸、氯化锌、硝酸、氨水、百里酚蓝、乙二胺四乙酸钠(EDTA)、二甲酚橙、盐酸、氟化钾、氢氧化钠、酚酞、乙醇:均为分析纯。

PHS-25型p H计:上海虹益仪器仪表有限公司;JJ-1型精密增力电动搅拌器:常州博远实验分析仪器厂;DW-500型调温电热器:南通利豪实验仪器有限公司;HH-601型超级恒温水浴:金坛荣华仪器制造有限公司;SHB-Ⅲ型循环水式多用真空泵:郑州长城科工贸有限公司。

1.2 实验方法

1.2.1 PAS的合成

将农药废水在常温常压条件下蒸馏,待浓缩至COD 800 mg/L左右停止蒸馏,蒸馏的目的是去除废水中的低沸点有机物。将浓缩后的农药废水置于装有温度计和搅拌装置的三口烧瓶中,水浴恒温。称取一定量的碱化剂(氢氧化钙)加水搅拌30min,逐滴加入三口烧瓶,在恒温条件下低速(80 r/min)搅拌聚合反应一定时间。反应结束后停止搅拌,继续在恒温条件下熟化一定时间。过滤,滤液即PAS液体混凝剂。实验期间要合理控制水量,以保证聚合反应中不析出硫酸铝,同时保证合成的PAS品质符合GB 15892—2003《水处理剂聚合氯化铝》中的相关指标[9]。

1.2.2 混凝实验

取厂区污水站好氧池出水100 m L,常温下加入一定量上述合成的PAS液体混凝剂,快速搅拌30 s,慢速搅拌30 s,静置,观察其混凝沉降效果,同时测定水样的COD和SS。

1.3 分析方法

参照GB 11914—1989《水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》[10]测定COD;参照GB/T 11901—1989《水质悬浮物的测定重量法》[11]测定SS;参照GB 6920—1986《水质p H值的测定玻璃电极法》[12]测定p H;参照GB 15892—2003《水处理剂聚合氯化铝》[9]测定w(Al2O3)及盐基度。

2 结果与讨论

2.1 碱化剂用量对PAS性能的影响

盐基度是无机高分子混凝剂的一个重要质量指标,也是影响其混凝性能的重要因素,因此,PAS盐基度的高低,直接影响到其水处理混凝效果[13]。在聚合温度为80 ℃、聚合时间为60 min、PAS加入量为2.0 m L/L、混凝原水p H为10.0的条件下,碱化剂用量对PAS性能的影响见表1。由表1可见,不同n(碱化剂)∶n(硫酸铝)条件下合成的PAS溶液确有一定的盐基度,但是碱化剂超过一定量后盐基度就下降。这主要是由于PAS中的有效成份是Al3+到Al(OH)3(固)之间的一系列准稳态物质,一般为2~13个Al3+的多铝多羟基配离子。在硫酸铝和碱化剂的反应体系中,加入碱化剂的量越多,增加的OH-就越多,就愈有利于多铝多羟基配离子的生成,因此PAS溶液盐基度和混凝效果均提高。当碱化剂的用量超过一定值后,溶液中的多铝多羟基配离子就变成了Al(OH)3溶胶,导致PAS有效成分减少,进而使盐基度和混凝效果下降[14]。另外,随着碱化剂用量的增加,最终合成的PAS液体混凝剂的p H也有所增加,在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1时,COD和SS的去除率分别达到了最大值(16%和83.8%)。所以本实验条件下,n(碱化剂)∶n(硫酸铝)的最佳值为2.1∶1。

2.2 聚合温度对PAS性能的影响

聚合温度也是PAS盐基度的影响因素之一,在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合时间为60min的条件下,聚合温度对PAS盐基度的影响见图1。由图1可见,在50~80 ℃范围内,PAS的盐基度随着聚合温度的升高而增大,而当聚合温度高于80℃时,PAS的盐基度开始有所下降,说明温度过高不利于多铝多羟基配离子的生成,也可能聚合硫酸铝的聚合稳定度有一定的适宜温度范围。所以综合考虑,聚合温度确定为80 ℃。

2.3 聚合时间对PAS性能的影响

在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃的条件下,聚合时间对PAS盐基度的影响见图2。由图2可见,聚合时间对于PAS盐基度有一定的影响,但在60~80 min的聚合时间内合成的PAS的盐基度随聚合时间的变化幅度不是很大。所以考虑企业能耗及方法适用性,确定聚合时间为60 min。

2.4 PAS加入量对混凝效果的影响

在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃,聚合时间为60 min、混凝原水p H为10.0的条件下,PAS加入量对混凝效果的影响见图3。由图3可见,PAS加入量为0.5~2.0 m L/L时,混凝水样的COD和SS的去除率均随着PAS加入量的增加而增加,而PAS加入量为2.5 m L/L时,混凝水样的COD和SS的去除率开始有所下降,出水较为浑浊,同时其沉降时间也变长。原因主要是当混凝剂加入量过大时,大量的PAS离子完全覆盖在胶体颗粒带负电荷的表面,PAS形成的吸附层对内呈电中和,对外却带正电荷,胶体微粒Zeta电位发生逆转形成正值,此时胶体微粒之间难以碰撞凝聚[15],因此,PAS的加入量不宜过大。本实验条件下,PAS加入量为2.0 m L/L。

2.5 混凝p H对混凝效果的影响

p H直接影响废水中胶体颗粒界面的Zeta电位。按照胶体化学的基本理论,只有当废水p H达到某一数值范围时,Zeta电位才能导致胶体最终脱稳、聚沉,所以p H对混凝有较大影响[16]。在n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度为80 ℃,聚合时间为60 min、PAS加入量为2.0 m L/L的条件下,混凝p H对混凝效果的影响见图4。由图4可见,在p H为6~10的范围内,混凝经PAS液体混凝剂处理后出水COD和SS均有一定程度的下降,且随着混凝p H的增大而减小。混凝p H为6.4时,COD和SS的去除率分别仅为3.5%和8.5%,出水相比原水并没有明显的除浊现象;而当混凝p H为10.0时,COD和SS的去除率则分别达到14.6%和83.0%,出水较为清澈,混凝效果显著。

2.6 自制PAS液体混凝剂与商售混凝剂的对比

在上述优化的制备条件下,制得的PAS液体混凝剂产品的性能指标见表2。由表2 可见,所得PAS液体混凝剂产品的w(Al2O3)为7.8%~9.0%,盐基度为45%~60%,p H为3.5~4.0。

在上述相同的混凝条件下,将自制PAS液体混凝剂与企业常用混凝剂PAC进行废水处理效果比较(药剂加入量相同,以w(Al2O3)计),商售PAC与自制PAS的混凝效果对比见表3。由表3可见,两种混凝剂处理后的废水COD去除率相近,仅相差1.1百分点;而自制PAS混凝剂对SS的去除率高于商售PAC 10.9百分点。可见,在相同药剂加入量时,自制PAS混凝剂的除浊效果明显高于商售PAC。

2.7 经济效益分析

PAS的合成可利用三唑醇生产车间现有反应釜及冷凝器进行,无需新增设备;加热方式为夹套蒸汽。含铝酸性农药废水产生量为4.8 t/d,可合成3.6 t/d PAS液体混凝剂,产量为0.75 t/t(以废水计)。期间产生含水率约为70%的Ca SO4滤渣,烘干后作为副产品。PAS液体混凝剂的生产成本见表4。所产PAS液体混凝剂按照2.0 m L/L的加入量,可回用于厂区的污水处理过程,处理量为1 800 t/d,可节约商售PAC的消耗费用约6 480元/d(以固体PAC加入量200 mg/L计),即日节约成本5 922元。

注:“消耗量”和“成本”以单位质量废水计;“单价”以单位质量物料计。

3 结论

a)含铝废酸性农药废水可以通过蒸馏浓缩—聚合—熟化的方式制备PAS液体混凝剂,最佳的聚合条件为:n(碱化剂)∶n(硫酸铝)为2.1∶1、聚合温度80 ℃、聚合时间60 min。PAS液体混凝剂产品的所得PAS液体混凝剂产品的w(Al2O3)为7.8%~9.0%,盐基度为45%~60%,p H为3.5~4.0,产量为0.75 t/t。

b)将制备的PAS液体混凝剂应用到厂区污水站好氧池出水时,在PAS加入量为2.0 m L/L、混凝p H为10.0时,COD和SS的去除率则分别达到14.6%和83.0%,其沉降性能好,显示了良好的混凝效果。

硫酸废水 篇6

含磷废水的常规处理方法是沉淀法, 生物法、电渗析法等也有报导, 本文利用粉煤灰处理水中的磷成本低, 耗能少, 在含磷废水处理领域具有广阔的应用。但单纯粉煤灰的净化效率较低, 本实验采用硫酸固相反应法对粉煤灰进行改性, 对含磷废水的处理, 考察了p H值, 吸附剂用量, 磷初始浓度, 反应时间, 反应温度对净化过程的影响。通过实验发现使用这种方法制备的改性粉煤灰比普通的粉煤灰去除率高, 去除速度快, 可有效净化废水中的磷。

1 粉煤灰除磷机理

国内外的研究[1,2,3,4,5]结果表明, 粉煤灰去除磷酸盐的机理在于其中金属氧化物的吸附作用, 其中氧化钙成分溶于水中形成的阳离子与磷酸根结合形成沉淀是重要的机制之一。Cheung和Venkitachalam[6]分别用含钙高和含钙低的粉煤灰来进行吸磷的对比研究, 发现磷的去除主要是因为溶液中Ca2+与PO43-形成钙磷沉淀。

此外, 粉煤灰中的一些成分还能与废水中的磷酸盐絮凝沉淀, 与粉煤构成吸附-絮凝沉淀协同作用。其中的铝盐、铁盐遇水后形成Al (H2O) 3+、Fe (H2O) 3+, 并能解离出Al3+、Fe2+, 这些络合物与水化膜的水分子作用。它们带有正电荷, 对水中大多数带负电的胶体微粒能进行强有力的吸附, 产生絮凝作用。Dennis G等[7]用含钙低的粉煤灰进行无定相和晶体相的实验研究认为, 低钙含量的粉煤灰的除磷能力主要是形成了不溶性的铝磷、铁磷沉淀。再加上粉煤灰中含有Ni、Co、As、Na、Li、Ca等絮凝助剂成分, 能促进絮凝体的主要氢氧化物生成, 加大絮凝物的强度, 增加其质量, 促进其沉降。

1.1 硫酸改性的原理

由于粉煤灰的比表面积较大、表面能高, 且存在着许多铝、硅等活性点, 因此, 具有较强的吸附能力。用硫酸改性粉煤灰是为了使其颗粒表面更加粗糙, 增大表面积, 增强吸附能力, 并且溶出铝和铁, 使改性粉煤灰具有吸附和混凝的双重作用。经过硫酸处理后的粉煤灰的表面状况有比较大的变化。未经酸处理的原状粉煤灰颗粒, 其表面比较光滑致密。经硫酸处理后的粉煤灰颗粒表面出现了许多空洞。从废水处理的吸附理论来讲, 吸附剂的比表面积越大, 吸附效果越好。硫酸改性处理使粉煤灰的比表面积有了较大的增加, 因此增加了粉煤灰颗粒的吸附能力[8,9,10,11]。

1.2 硫酸浓度对磷酸盐去除率的影响

用不同浓度的硫酸对粉煤灰进行改性。分别取改性后的粉煤灰1 g加入100 m L模拟含磷废水中, 振荡30 min, 取样分析, 结果如图1所示。

由图1可以看出, 硫酸浓度从0.0 mol/L增加到2 mol/L时, 去除率增加很快, 并达到最高值93.4%。硫酸浓度大于2 mol/L, 磷酸盐的去除率呈缓慢下降趋势, 但变化幅度不大。这是因为硫酸可以激发粉煤灰活性, 使粉煤灰表面变得粗糙, 能打开粉煤灰封闭的孔道, 增加孔隙率, 增大比表面积, 大量的Al、Si等活性点暴露。在粉煤灰的活性未激发完之前, 硫酸加入量越大, 粉煤灰对磷的去除率就越高, 当粉煤灰活性完全激发后, 随着硫酸的增加, 磷的去除率反而下降了, 这是由于硫酸的加入会使污水的p H值下降, 影响沉淀反应的进行, 从而降低磷的去除率。

2 实验部分

2.1 仪器

UV1801紫外可见分光光度计;SHA-C水浴恒温振荡器;PHS-3C酸度计, 电热恒温烘箱。

2.2 试剂及材料

磷酸二氢钾, 天津致远化学试剂有限公司;钼酸铵, 偏钒酸铵, 上海化学试剂有限公司;浓硫酸, 浓盐酸, 氢氧化钠, 宜兴市洋溪双园化学试剂厂;所有试剂均为分析纯。粉煤灰取自燃烧后的煤渣。

溶液p H值用盐酸或硫酸调节。

用KH2PO4配制成含磷1 000 mg/L的储备液, 模拟含磷废水由储备液稀释而得。

2.3 实验方法

2.3.1 改性粉煤灰的制备

粉煤灰的预处理:将取来的粉煤灰置于托盘中, 用自来水清洗, 静置片刻, 至泥水分离时, 除去上层污水[12], 下层的粉煤灰用托盘盛放, 于120℃下在烘箱中烘干、研磨至碎。这样即可除去附着在粉煤灰上的油污。

然后加入2 mol/L硫酸;置于恒温振荡器上在30℃下震荡1 h, 在120℃下烘干, 保温1.5 h, 制得硫酸改性粉煤灰。

2.3.2 粉煤灰对磷酸根的吸附效果实验

称取一定量的改性粉煤灰于锥形瓶中, 加入含磷溶液, 调节p H=9.0, 在振荡机上振荡30 min后过滤, 取清液测定净化后的水中剩余磷的含量。

2.3.3 分析测试方法

移取一定浓度含磷试水100 m L, 置于锥形瓶中, 加入一定量粉煤灰沸石, 在振荡器上振荡一定时间, 稍放置, 过滤。取适量滤液测定剩余磷含量, 并按下式计算磷去除率[5]:

式中:C0———初始含磷试水浓度, mg/L

C———处理后含磷试水浓度, mg/L

测定磷浓度采用磷钒钼酸分光光度法测定。显色反应如下:

最大吸收波长为355 nm, 一般测定选在420 nm波长下测定。

2.4 磷的标准工作曲线绘制

配制一系列的磷标准溶液, 分别用分光光度法测定其吸光度, 按照最小二乘法原理拟合出线性方程, 并进行相关性分析, 以判断测量结果的相关性, 如图2所示。

设磷浓度为x, 吸光度为y, 此曲线的回归方程为y=0.0331x+0.0014, 线性相关系数R2=0.9990。相关性满足测定要求。

3 结果与讨论

3.1 p H值的影响

向数个锥形瓶中各加入3.0 g改性粉煤灰, 然后分别加入100 m L磷酸根浓度为50 mg/L的溶液, 调节p H值分别为2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0、11.0、12.0、13.0。溶液p H值用复合玻璃电极测定。在30℃条件下振荡1 h, 结果如图3所示。

从图3中可以看出, 当p H值从2增加到4时, 磷酸根的吸附率迅速上升, 然后随着p H值的增加, 磷酸根的净化率提高幅度逐渐减小, 当p H值大于5以后, 粉煤灰对磷酸根的净化效率基本不发生变化, p H值从8增加到11时, 磷的净化率又有一定程度的增加。p H大于11以后去除率又开始下降。

影响原因是p H值大小直接影响粉煤灰的表面的孔隙的结构和化学特性, 粉煤灰中的活性成分主要是一些碱性氧化物, 由于吸附反应是在碱性条件下进行的, 在强酸性环境中, 溶液中的H+会使这些碱性氧化物失活, 从而使粉煤灰对磷的吸附能力显著降低。酸性条件下溶液中磷酸盐以H2PO4-、HPO42-形式为主, 在p H<6.5时, Fe PO4和Al PO4是最稳定的固相, 都不利于反应, 当p H>6.5时, 铝和铁以氧化物和氢氧化物的形式存在, 而这个条件下粉煤灰中的钙成分更利于与磷酸盐生成磷灰石和羟磷灰石。研究表明, 在p H大于8.5的碱性条件下, 含钙高的粉煤灰可获得最大的磷吸附量。在强碱性条件下, 溶液中过多的OH-会与磷酸根离子竞争粉煤灰上的活性中心;此外, 高p H值使粉煤灰表面带大量负电荷, 静电斥力的影响使磷酸根离子不易于接近粉煤灰颗粒表面, 使磷的去除率下降。所以, 图3实验表明, p H宜控制在8~11。磷的去除率为94%左右。

3.2 吸附剂用量的影响

称取改性粉煤灰0.5、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0、3.5、4.0、4.5、5.0 g, 分别加入到100 m L磷浓度为50 mg/L的溶液中, 调节p H=9.0。在30℃条件下振荡1 h, 实验结果如图4所示。

从图4中可以看出, 当粉煤灰投加量从0.5增加到3时, 磷的净化效率显著提高, 从75%增加到95.3%, 当粉煤灰的投加量大于3.0 g后, 随着吸附剂用量的增加, 磷的净化率基本恒定。对于含磷50 mg/L的溶液, 当粉煤灰的投加量为3.0 g时, 磷的吸附效率可达96%左右。在实际应用中, 低浓度的含磷废水可以直接投加一定比例的改性粉煤灰处理后就能达到排放标准。

3.3 磷初始浓度的影响

称取改性粉煤灰3.0 g于数个锥形瓶中, 然后向锥形瓶中分别加入100 m L浓度为30、40、50、60、70、80、90、100、110 mg/L的含磷溶液, 调节p H=9.0。在30℃条件下振荡1 h, 实验结果如图5所示。

从图5中可以看出, 在其他条件都相同时, 随着磷初始浓度的增大, 磷酸根的去除率降低。但是对于30~80 mg/L浓度范围内的含磷溶液, 去除率均达到96%以上。

3.4 吸附时间的影响

向10个锥形瓶中分别加入3.0 g改性粉煤灰, 然后各加入浓度为50 mg/L的含磷溶液100 m L, 调节p H=9.0。在30℃条件下分别振荡10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 min, 时间对磷酸根去除率的影响如图6所示。

从图6中可以看出, 改性粉煤灰对废水中磷的净化速度比较快, 反应30~40 min即可使吸附过程达到平衡, 以后磷的去除率几乎不再变化, 据报道, 用没有改性的粉煤灰除磷, 一般需要3~5 h, 本方法大大缩短了反应时间, 在实际废水处理中, 较快的反应速度有利于净化过程的进行。

3.5 温度的影响

国内外研究发现, 适当的提高温度, 有利于提高磷酸盐的去除效率, 但超过一定的温度时会出现解吸的情况。在锥形瓶中分别加入3 g改性粉煤灰, 然后加入浓度为50 mg/L的含磷溶液100 m L, 调节p H=9.0。在20℃、30℃、40℃、50℃、60℃条件下分别振荡40 min, 结果如图7所示。

由图7发现, 在室温条件下粉煤灰的除磷效果低于90%, 当温度提高到40℃时去除率可以达到97.6%, 而当温度再上升到50℃时, 去除率又低于90%, 这是因为超过40℃时发生了解吸现象。

4 结论

采用硫酸固相反应法对粉煤灰进行改性用于含磷废水的净化, 考察了p H值, 吸附剂用量, 磷初始浓度, 反应时间, 反应温度对净化过程的影响。通过实验发现溶液p H值控制在8~11范围内对磷的吸附量稳定, 粉煤灰加入量的增加和初始溶液中磷酸根浓度的降低, 磷的净化率逐渐增加。对于100 m L含磷<80 mg/L的溶液, 当粉煤灰的投加量为3%时, 反应温度在40℃, 反应时间40 min, 磷的吸附效率可达97.6%, 去除率可以达到《污染综合排放标准》68978-1996标准。

改性粉煤灰对水中磷酸根的净化过程速度较快, 30~40 min可达到最大净化率。大大缩短反应时间, 改性粉煤灰可以有效净化水体中的磷。

摘要：以硫酸对粉煤灰进行改性用于含磷废水的净化, 考察了pH值, 吸附剂用量, 磷初始浓度, 反应时间、反应温度对净化过程的影响。通过实验发现溶液pH值在811范围内对磷的吸附过程影响不显著, 改性粉煤灰可以在较宽的pH值范围内进行脱磷处理;随着粉煤灰加入量的增加和初始溶液中磷酸根浓度的降低, 磷的净化率逐渐增加。对于含磷<80 mg/L的溶液, 当粉煤灰的投加量为3%时, 反应温度40℃, 磷的吸附效率可达97.6%。改性粉煤灰对水中磷的净化过程速度较快, 3040 min可达到最大净化率。

硫酸废水 篇7

1 SO42-浓度

SRB处理硫酸盐废水时, SO42-的进水负荷一定要把握好, SO42-对微生物有毒性作用, SO42-浓度过高会影响SRB与MPB (产甲烷菌) 的生长和繁殖, 导致SO42-还原率和COD的去除率下降。选择适中的启动负荷, 再逐步提高SO42-浓度, 一旦微生物适应新的生存环境, SO42-还原率和COD的去除率都会逐渐回升。

李清雪等[1]采用厌氧折流板反应器处理高浓度有机废水。结果表明:过高的硫化物浓度对MPB和SRB都有严重的抑制作用, 用折流板反应器SRB法处理高浓度有机废水时, 进水SO42-浓度极限值为2 000mg/L左右, 然而低硫酸盐负荷启动方式会使MPB取得相对优势, SO42-还原对厌氧过程处理影响较小。所以硫酸盐的启动负荷不能过低。硫酸盐的启动负荷一般为200mg/L~500mg/L为宜。

2 COD/SO42-

由于SRB属于异养型微生物, 所以在SRB法处理硫酸盐废水过程中, 需要添加一定量的碳源。当COD/SO42-比较低时, 碳源不足, SRB无法完全将SO42-全部转化为硫化物, SO42-去除率比较低。SRB和MPB存在基质竞争, 当COD/SO42-过高时, 不利于SRB在基质竞争中取得优势, SO42-还原率依旧不高。根据动力学和热力学的原理, COD/SO42-理论值为0.67, 碳源全部被SRB优先利用, 但实际上并不是所有的碳源都能被SRB优先利用。李清雪等[2]用ABR法处理高浓度硫酸盐有机废水时发现, 当COD/SO42-值减小到2时反应器发生酸化, 运行失败。经李清雪、王志强等人[1,3]实验验证表明COD/SO42-最佳取值范围为3.3~10, 如此能保证高效的去除COD和SO42-, 使它们的去除效率均能达到90%以上。

3 p H

p H值是SRB处理硫酸盐废水的重要影响因素之一, 微生物的生长需要合适的p H环境, MPB对p H的要求很严格, 适宜的p H范围为6.8~7.8。产酸细菌对p H的耐受范围较宽, 其适宜的p H范围为4.5~8.0。SRB的最适p H值在中性范围内, p H低于6.0的条件下SRB一般将散失活性。经研究表明[4,5], 中性偏碱的p H值可以使硫酸盐还原菌维持较高的生物活性, 有利于SO42-的去除。p H在6.5~7.5为SRB的合适生存范围, 在两相厌氧处理工艺中p H为6.8时硫酸盐的还原效果较佳, 具体的情况视反应器而定。

4 碱度

SRB处理硫酸盐废水过程中, 主要的微生物有SRB、MPB、AB (产酸菌) 的存在。碱度能提高反应系统的酸碱平衡, 中和AB代谢所产生的酸性末端, 使p H维持在生物生长代谢所需要的适宜p H值范围内。实验证明较高的碱度可以提高SO42-去除率。因此, 可以向反应器中投加适量的Na HCO3和Na2CO3以维持较高的碱度, 起到缓冲系统酸碱度的作用。

5 硫化物

硫酸盐废水中的SO42-被还原成硫化物, 以H2S和S2-的形式存在。硫化物具有毒性, 对SRB、MPB等细菌的生长均具有抑制作用。研究表明, SRB对硫化物的毒性非常敏感。Reis等[6]采用非竞争性抑制作用模式得出H2S的抑制浓度为547mg/L。而H2S对MPB的抑制作用会使甲烷的产量减少, 增加沼气回收利用的难度。

SRB法处理硫酸盐废水过程中不断有H2S和S2-产生。为了减少和消除它们对SRB和MPB的毒害, 常用惰性气体吹脱和出水回流等方法及时排出硫化氢气体。

6 反应器

SRB处理硫酸盐废水常见的两个工艺是单相厌氧工艺和两相厌氧工艺。

单相厌氧处理工艺一般会在系统中安装惰性气体吹脱装置, 将H2S不断地从反应器中吹脱出来, 以减轻其对SRB和MPB的抑制作用。但是单相吹脱厌氧工艺并没有将H2S全部吹出, 仍有相当一部分H2S存在于反应器中, 抑制SRB和MPB的生长。两相厌氧反应器是由产酸反应器和产甲烷反应器串联而成, 硫酸盐还原反应主要是在产酸反应器中完成, 这就避免了SRB和MPB的基质竞争, 保证了甲烷的产量, 便于甲烷的回收利用。而H2S对AB的影响较小, 不会影响产酸过程, 而且SRB可以代谢酸性发酵的中间产物, 在一定程度上可以促进有机物的产酸分解。产酸反应器处于弱酸状态, 硫酸盐的还原产物大部分以H2S的形式存在, 便于用惰性气体吹脱。

两相厌氧处理工艺弥补了单相厌氧处理工艺的不足, 提高了硫酸盐的还原效率, 使用更为广泛。

7 结论

除了上述影响因素外, 还有温度、氧化还原电位、可见光、HRT等均会影响SRB处理硫酸盐废水。在进行科学研究和生产运行时, 各种因素必须考虑周全, 无论使用何种反应器都应在适宜的条件下运行。

摘要：部分工业生产过程中会产生高浓度硫酸盐废水, 近十几年研究的比较多的是用SRB处理高浓度有机废水。本文对利用硫酸盐还原菌 (SRB) 将SO42-还原成硫化物过程中的影响因子, 包括SO42-浓度、pH、碱度、COD/SO42-、硫化物、反应器等对还原效率的影响进行了论述。

关键词：硫酸盐还原菌,产甲烷菌,还原

参考文献

[1]李清雪, 范超, 等.ABR处理高浓度硫酸盐有机废水的性能[J].中国给水排水, 2007, 23 (15) :47-50.

[2]李清雪, 王欣, 等.COD/SO42-值对厌氧处理高浓度硫酸盐废水的影响[J].中国给水排水, 2007, 23 (13) :73-75.IEC104IEC101IEC104

[3]王志强, 张建民, 张继.COD/SO42-对SRB处理含硫酸盐废水效果的影响[J].西安工程大学学报, 2010, 24 (2) :185-188.

[4]杨景亮.两相厌氧工艺处理含硫酸盐有机废水的研究[J].环境科学, 1995, 16 (3) :8-11.

[5]赵毅.含硫酸盐高浓度有机废水生物处理技术[J].中国环境科学, 1999, 19 (3) :281-284.

硫酸废水 篇8

关键词：改性活性炭,苯酚,吸附,去除率

近年来,突发性含酚废水污染事件时有发生,对城市和农村饮用水水质安全产生严重威胁[1],不经过处理排放,会对水体、鱼类以及农作物带来严重影响[2],人体摄入一定量时,可出现急性中毒症状,它能与人体或生物活体的蛋白质结合使其变性,最终导致组织损伤、坏死,引起生物中毒,长期饮用被酚污染的水,可引起头昏、瘙痒、贫血及各种神经系统症状[3]。世界各国对饮用水中苯酚含量均有严格控制,我国城市供水水质标准规定饮用水中挥发酚含量不得超过0.002 mg/L[4]。因此,寻求一种合理的处理苯酚废水的方法具有重要意义。

目前,除去废水中的苯酚的方法有生物降解、光催化降解、萃取法、化学氧化法和吸附法等。其中吸附法以其操作简便、成本低廉而备受关注,并且大多数吸附剂可回收、可重复使用,尤其适合于低浓度有机污染物的处理等优点[5,6]。

活性炭是一种制备简单、制取成本低、无毒、吸附性能高、吸附速度快、可循环使用的常见吸附剂,近年来化学家们在通过对活性炭表面改性,不断地扩展其应用范围。目前已有果壳活性炭[7]、颗粒活性炭[8]、粉末活性炭[9]、氨水改性活性炭[10]、Fe改性活性炭[11]等吸附废水中苯酚的研究,结果表明:活性炭是一类良好的吸附剂,它具有较大的比表面积和丰富的孔结构,有利于吸附反应进行。然而,浓硫酸改性活性炭的吸附研究相对较少,对废水中苯酚的吸附还未见报道。因此,探讨用浓硫酸改性活性炭吸附废水中的苯酚是一项有意义的工作。

1 实验

1.1 主要仪器和试剂

BS 224 S型电子天平,赛多利斯科技仪器公司;紫外-可见分光光度计,北京普析通用仪器有限责任公司;SHZ-C型水浴恒温振荡器,上海琅玕实验设备有限公司;DHG-924OA型电热恒温鼓风干燥箱,上海鸿都电子科技有限公司;研钵,250 m L锥形瓶,塑料薄膜,分液漏斗。苯酚、浓硫酸均为分析纯。

1.2 活性炭预处理

活性炭首先用蒸馏水冲洗以去除其表面上的可溶性杂质,再用浓硫酸浸泡2 h,然后用大量蒸馏水冲洗,直至其p H接近中性。将改性后的活性炭放入120℃的烘箱中烘干,取出后在干燥器中冷却至室温,备用。

1.3 测定最大吸收波长和绘制标准曲线

利用紫外-可见分光光度计通过光谱扫描测定浓度为1 g/L苯酚溶液的最大波长,所得最大波长λ=268 nm。配制一系列不同浓度的苯酚溶液,在最大波长下以蒸馏水为参比分别测定各浓度溶液的吸光度值,并做吸光度与浓度的关系曲线,得到的线性回归方程:A=14.299C+0.0493,R2=0.9999。

1.4 吸附试验方法

在一组250 m L锥形瓶中,各加入25 m L,1 g/L的苯酚溶液,再分别加入准确称量的改性活性炭并用薄膜封口。在给定温度下,以150 r/min振荡一定时间,并以空白实验溶液做参比溶液,通过紫外-可见分光光度计测定各浓度下的吸光度,并根据标准曲线公式及下式计算去除率。

2 结果与讨论

2.1 改性活性炭用量对苯酚去除率的影响

在一组装有25 m L,1 g/L的苯酚溶液的锥形瓶中分别加入0.25 g、0.5 g、0.75 g、1.0 g、1.25 g、1.5 g的改性活性炭,在25℃条件下振荡15 min,过滤后分析溶液中剩余苯酚溶液的浓度,考察改性活性炭用量对苯酚溶液去除率的影响,结果如图1所示。

由图1可知,随着吸附剂用量的增加,去除率先增加后趋于平缓,这可能是因为当吸附剂用量较小时,其对水中苯酚的吸附没有达到饱和;而当对苯酚的吸附达到饱和状态时[12],去除率趋于平缓。因此,可以看出当改性活性炭加入量为1.0 g时,吸附效果最佳。

2.2 吸附时间对苯酚去除率的影响

在一组装有25 m L,1 g/L的苯酚溶液的锥形瓶中,各加入1.0 g改性活性炭,在温度为25℃条件下分别振荡5 min、10 min、15 min、20 min、25 min,过滤后分析溶液中剩余苯酚溶液的浓度,考察吸附时间对苯酚溶液去除率的影响,结果如图2所示。

从图2中可以看出,改性活性炭对水溶液中苯酚的吸附去除速度较快。在吸附开始的前10 min,去除率迅速上升,其去除率达近75%;15 min之后随着时间的延长,去除率上升缓慢,在20 min时吸附基本达到平衡,之后吸附率基本保持不变。因此本实验吸附振荡时间选择20 min。

2.3 吸附温度对苯酚去除率的影响

在一组装有25 m L,1 g/L的苯酚溶液的锥形瓶中,各加入1.0 g改性活性炭,分别在温度为20℃、25℃、30℃、35℃、40℃、条件下振荡20 min,过滤后分析溶液中剩余苯酚溶液的浓度,考察吸附温度对苯酚溶液去除率的影响,结果如图3所示。

由图3可知,在所测温度范围内,改性活性炭对苯酚溶液的去除率随温度升高而上升。表明吸附为吸热过程,温度升高有利于吸附的进行[1]。35℃时去除率趋于平衡,苯酚去除率达到88.1%。

2.4 苯酚初始浓度对去除率的影响

一组装有1.0 g改性活性炭的锥形瓶中,分别取浓度为0.32 g/L(8 m L)、0.48 g/L(12 m L)、0.64 g/L(16 m L)、0.8 g/L(20 m L)、0.96 g/L(24 m L)的苯酚溶液,并定容至25 m L,在温度为35℃条件下振荡20 min,过滤后分析溶液中剩余苯酚溶液的浓度,考察苯酚初始浓度对苯酚溶液去除率的影响,结果如图4所示。

由图4可知,苯酚的初始浓度与去除率成正相关,起初因苯酚溶液浓度过低,去除效果一般。但之后去除率随苯酚初始浓度的增加而增加,最后趋于平缓。因此初始浓度为0.8 g/L时,苯酚的去除效果最好,去除率可达96.2%。

2.5 最佳条件下的平行实验

在装有25 m L,0.8 g/L的苯酚溶液的锥形瓶中,各加入1.0 g预处理好的改性活性炭,在温度为35℃条件下振荡20 min,在此条件下进行了5次平行实验,过滤后分析溶液中剩余苯酚溶液的浓度,计算去除率,结果如图5所示。

由图5可知,5组实验的去除率均在96.0%以上,基本保持不变,说明由单因素法所得到的最佳反应条件是稳定可靠的。

2.6 吸附剂的重复使用实验

由于改性活性炭易于与苯酚溶液分离,因此可通过过滤得到吸附剂。在上述最佳反应条件下回收的吸附剂经蒸馏水浸泡洗涤,在100℃下烘干后重复使用,结果如图6所示。

由图6可以看出,浓硫酸改性活性炭在重复使用了5次后仍然具有很好的吸附性能,苯酚的去除率达到70.0%以上。这是因为它具有较大的比表面积和丰富的孔结构,说明该吸附剂具有很好的重复利用性。

2.7 不同吸附剂吸附性能的比较

文献报道的用于吸附苯酚的吸附剂较多,表1分别列出了废弃茶叶[13]、粉煤灰[14]和糠醛渣[15]、改性前后活性炭作吸附剂对苯酚吸附的实验结果。

从表1可以看出,用不同的吸附剂对废水中苯酚的吸附,其使反应条件和去除率有较大差异。与改性活性炭相比,废弃茶叶虽然成本低、但是吸附效果较差,且吸附时间长。用粉煤灰作吸附剂虽然去除率相比废茶叶较高,但是粉煤灰用量太大,吸附时间较长。用糠醛渣作吸附剂,与改性活性炭相比较,用量较多且吸附效果低于改性活性炭。未改性活性炭在相同的实验条件下,吸附效果明显不如改性后活性炭。另外,改性活性炭可循环使用、吸附速度快,且该吸附剂还易于与产物分离,后处理简便快捷,充分显示了它的优越性。

3 结语

(1)当浓硫酸改性活性炭的加入量为1.0 g,吸附时间20 min,吸附温度35℃,初始浓度为0.8 g/L时,改性活性炭对苯酚的去除率可达96.2%。

硫酸废水 篇9

在1974年, 日本铁矿业株式会社获取到了制备集合硫酸铁的专利, 该种技术的原料是硫酸与硫酸亚铁, 催化剂选择亚硝酸钠, 经过17h的反应, 可以生成棕色聚合硫酸铁溶液。但是, 该种技术也有一些缺陷, 反应时间长, 废气需要采用设备来处理, 这会对生产造成一些不利, 在这一基础上, 我国很多机构针对这一技术进行了改造, 经过了多年的努力, 我国聚合硫酸铁的生产取得了巨大的成就。截止到目前为止, 我国聚合硫酸铁年产量已经超过了10×104t, 广泛的应用在了黄河、长江、淮河、钱塘江、赣江等河流污水的处理工作中。

1 聚合硫酸铁处理粉丝废水的原理

利用化学法处理废水就是使用絮凝剂来破坏废水胶体, 让处在分散状态的有机物凝聚, 形成一种聚集粗颗粒, 并让这种颗粒从污水中分离, 这样即可有效降低COD含量。絮凝剂的种类是多种多样的, 常用的有聚合硫酸铁和聚合氧化铝, 与其他絮凝剂相比而言, 聚合硫酸铁价格低廉, 具有高效性的优势, 已经在废水处理中得到了广泛的使用, 絮凝剂类型不同, 处理废水的絮凝效果也存在一些差异, 在反应过程中也会受到使用量、温度以及p H值的影响, 因此, 必须要进行优化性选择。

粉丝厂废水主要包括两种类型, 即高浓度有机废水与洗涤废水, 制取粉丝的原料有红薯、豌豆等等, 粉丝厂的废水又可以称之为黄浆水, 其中蛋白质与COD含量很高, 在经过处理后, 需要将粗蛋白回收出来, 对上层清液进行处理。在水质指标上, 黄浆水的p H值为4.1, COD为5000 mg/L~6000mg/L, 废水量为25 m3/h~30m3/h。

2 试验措施

2.1 试验仪器与试验试剂

试验仪器有p HS-S21酸度计、JJ-3型六联定时变速搅拌机、TL-1型COD测定仪、7200可见分光光度计、Ferron试剂、其他常规仪器与常用试剂。

2.2 实验方式

2.2.1 聚合硫酸铁制备方式

配备好相应浓度的硫酸铁溶液, 加入适量硫酸, 控制好p H值, 快速搅拌, 在其中缓慢加入稀碱容易让, 将水解聚合反应温度控制在60℃, 在50℃环境下熟化。聚合硫酸铁采用液体状, 其碱化度是14%, 含量质量是30%。

2.2.2 混凝试验方式

影响混凝的因素是很多的, 主要的影响因素是p H值、搅拌速度、投加量、反应温度等, 一般情况下, 只考虑p H值与投加量, 在反应时, 需要将废水调节到规定的p H值, 取一定量废水, 在25℃环境在搅拌机上进行快速搅拌, 加入适量的聚合硫酸铁, 先快速搅拌5min, 再慢速搅拌10min, 将反应物静置2h, 待其分层后, 取上层清液, 使用COD消解仪测定COD残余量。

3 实验结果分析

3.1 碱化度与混凝结果的关系

取相同量硫酸铁溶液, 将其配备成碱化度为0.1, 0.2, 0.3, 0.4, 0.5, 0.6的聚合硫酸铁溶液, 熟化时间共计3h, 混凝过程中, 聚合硫酸铁浓度中的Fe是168mg/L, 混凝效果如图1所示。

在碱化度的提升之下, Fe (a) 含量呈现出减少的趋势, 而高聚态Fe (c) 、聚态Fe (b) 的含量则越来越高, COD去除率开始降低, 结果显示, 碱化度介于0.1到0.2之间是, 聚合硫酸铁对于粉丝废水处理效果是最为理想的, 在碱化度降低到0.1以下时, 混凝效果越来越差。此外, 实验数据还显示, 碱化度越高, 反应物中高聚态铁含量越高, 在经过相应的混凝处理之后, COD量逐渐增加, 对于混凝效果的影响也越大, 高浓度聚合硫酸铁与低浓度聚合硫酸铁相比而言, COD去除率并无显著差别。从聚合硫酸铁在粉丝废水中的混凝结果可以得出, 在投加量不变的情况下, 高浓度聚合硫酸铁混凝过程中的絮体更大, 沉降速度也更快, 而低浓度聚合硫酸铁混凝过程中的絮体小, 沉降速度慢, 但是, 低浓度聚合硫酸铁混凝废水清液浑浊度优于高浓度聚合硫酸铁废水清液。

3.2 熟化时间、水解形态与混凝效果的关系

在反应过程中, 铁的水解速度很快, 在5min左右可以完成反应, 此后, 游离态Fe (a) 浓度也开始稳定, 在熟化时间的增加之下, 同一碱化度聚合硫酸铁中, 高聚态铁与中聚态铁会发生转换, 高聚态铁的数量越高越多, 中聚态铁含量开始降低, 对于碱化度高聚态硫酸铁在同样的熟化时间之中, 聚态铁数量开始增加。熟化时间与混凝效果之间是一种反比关系, 时间越长, 混凝效果越差, 碱化度与混凝效果也是反比关系, 碱化度越大, 那么混凝效果也会越差。

3.3 聚合硫酸铁投加量、p H值与混凝效果之间的关系

聚合硫酸铁在粉丝废水中的混凝度需要控制在相应的p H值范围, 聚合硫酸铁投加量与最优p H值范围是一种正比关系, 投加量越大, 那么最优p H范围就会相应的增加, 导致该种问题出现的根本原因是由于粉丝废水中蛋白质含量较高, 那么COD含量也会增加, 蛋白质是有两种不同的特征的, 在不同p H值环境下, 就会表现出不同的电性。聚合硫酸铁是铁盐水解中间产物, 这种产物实际上是羧基联桥或者多核羧基配合物无机高分子混合物, 其中有很多无机高分子化合物。

此外, 实验还显示, 聚合硫酸铁投加量增加, 那么COD参与量就会减少, 混凝现象显示, 如果投加量增加, 那么絮体沉降速度也越来越快, 在其质量浓度超过168mg/L, COD减少情况不明显, 清液浊度会逐渐上升。

4 结语

4.1铁水解速度很快, 在5min左右能够完成反应, 反应生成的Fe (a) 浓度也开始趋于稳定, 在熟化时间的增加之下, 高聚态铁与中聚态铁会发生变化, 高聚态铁数量越来越多, 在熟化温度的增加下, 转换速度也会越快, 稳定性会变差。

4.2在碱化度的增加之下, 高聚态铁含量会逐渐的增加, 这也会影响混凝效果, 基于这一因素, 在制备聚合硫酸铁时, 不能够过度追求高相对分子质量与高碱化度。

4.3在熟化时间的增加之下, 高聚态铁的数量开始增加, 这会在一定程度上影响混凝效果, 考虑到成本问题, 在使用聚合硫酸铁时, 最好采用现场制备法。

综上所述, 应用聚合硫酸铁来处理粉丝废水的效果理想, COD去除率高, 该种措施是值得进行广泛性推广和使用的。

摘要：聚合硫酸铁属于一种新型无机高分子混凝剂, 与之前使用的硫酸铝、三氯化铁以及碱式氧化铝相比而言, 聚合硫酸铁有着显著的优势, 在处理污水时对于部分重金属离子、恶臭、色度与COD都有着良好的去除效果, 粉丝厂废水主要包括两种类型, 即高浓度有机废水与洗涤废水, 制取粉丝的原料有红薯、豌豆等等, 粉丝厂的废水又可以称之为黄浆水, 本文主要分析聚合硫酸铁在粉丝废水中的混凝效果。

关键词：聚合硫酸铁,粉丝废水,混凝效果

参考文献

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