强化微电解法

强化微电解法（共9篇）

强化微电解法 篇1

微电解技术属于电化学技术的一部分,从广义上讲微电解包括微电流外电解和原电池内电解两种技术。狭义上讲微电解专指内电解。随着废水处理技术的发展,把微电解技术用于废水处理的研究报道日益增多。除了实验室研究外,有些微电解技术已成功运用到实际工程中[1]。内电解技术目前主要作为预处理工艺,和其他技术组合形成完整的污水处理系统。铁/碳或催化铁内电解体系能对废水中许多有毒物质、难降解物质进行直接还原,使之毒性减弱或完全降解[2,3],而显示出其极大的优越性。基于此,内电解和生物处理相结合的技术越来越受到关注。

CASS反应器工艺是以生物反应动力学原理及合理的水力条件为基础而开发的一种具有系统组成简单、运行灵活和可靠性好等优良特点的废水处理新工艺。为强化CASS反应器工艺的脱氮除磷性能,该论文重点研究了将催化铁内电解技术融入CASS工艺中,与生物脱氮除磷技术耦合,从而形成微电解—生物耦合技术,达到强化脱氮除磷目的。

1 试验装置及运行情况

1)试验装置。

该研究采用催化铁内电解和CASS工艺相耦合的模式。

反应器尺寸为80 cm×40 cm×52.5 cm(长×宽×高,外壁尺寸),有机玻璃壁厚2.5 cm。左侧为主反应区,右侧为生物选择区。生物选择区的尺寸为8 cm×40 cm×52 cm(长×宽×高,外壁尺寸),如图1所示,反应器右侧为进水口,距离反应器顶部7 cm;左侧分别设有出水口和排泥口,出水口距离反应器顶部20 cm,排泥口距离反应器底部5 cm。反应器顶部预留8 cm保护高度。实验采用穿孔管曝气。

2)试验用水。

该研究废水来源于重庆市某城市污水处理厂,从CASS池进水口前引污水至蓄水罐。通过自动控制,每次早于CASS进水2 h将水自动引入蓄水罐,确保试验进水混合均匀。

3)运行方式和工艺参数。

在该研究中,将装有催化铁内电解体系的塑料筐放入CASS池的好氧曝气段,在一个系统内同时实现电化学和生化作用。反应器有效容积V=96 L,充水比λ=0.45。催化铁复合填料的投加量分别为铁刨花500 g,铜片50 g,混合均匀后缠绕在一起。CASS工艺单周期为4 h,其中曝气2 h(其中边曝气边进水60 min),静止1 h,出水25 min,闲置35 min。曝气时间占周期时间比e=0.5。

污泥浓度控制在X=4 100 mg/L左右。

进水平均BOD5=60 mg/L,以污泥浓度X=4 100 mg/L进行计算,则系统的污泥有机负荷NS为0.062 kg BOD5/[kgMLSS·d]。

进水溶解氧一般为1.1 mg/L,曝气结束时溶解氧控制在6 mg/L左右,出水溶解氧一般为2.2 mg/L。

污泥浓度维持在4 100 mg/L左右时,体系的污泥龄约为25 d。

4)实验方法。

稳定运行催化铁内电解—CASS中试反应器时,每天取8:00～12:00这一周期的进水与出水进行分析,并记录每天10:00的水温作为当天的温度。运行时间从2009年10月至2010年6月。测试的主要指标包括CODCr,TN,NH+4-N,TP,PO${}_4^{3-}$,NO-2-N,NO-3-N,总Fe,pH等。定期测试系统的MLSS和VSS作为污泥生长情况的指示,并与国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》进行比对,考察出水水质达标情况。

2 试验结果及分析

2.1 耦合工艺出水含铁的变化

在整个秋、冬季运行期间,分别在11月20日,11月30日,12月10日,12月20日对催化铁内电解体系进行了机械搅拌,其他时间内不进行机械搅拌。图1是运行期间出水含Fe的变化。从图1中可以看出,在搅拌后的几天内出水总Fe会比较大,这应该是搅拌使得出水中细小的铁的氧化物即SS增加的缘故,其他时间出水总Fe较低,基本在0.04 mg/L～0.69 mg/L范围内波动。

2.2 耦合工艺脱氮效果分析

从10月至12月期间监测了耦合反应器出水的TN,NO-3-N,NH+4-N的变化,结果见图2～图4。

根据运行期间温度的不同,将整个运行过程划成两个阶段。从10月20日至12月4日为第一个阶段,该阶段温度变化范围为7.8 ℃～16.8 ℃,平均值为12.1 ℃;从12月5日至12月25日为第二阶段,该阶段水温变化范围为5.8 ℃～11.5 ℃,平均值为8.4 ℃。

第一阶段温度较高,催化铁内电解—CASS耦合工艺对TN和NH+4-N的去除效果较好。出水NH+4-N低,为0.66 mg/L～8.70 mg/L,平均值为4.68 mg/L。在42个监测日中,有25 d达到一级A标准,另外17 d达到一级B标准。出水TN为9.95 mg/L～19.03 mg/L,平均为15.92 mg/L。

第二阶段温度较低,从图中可以看出,此时硝化效果较差,出水NO-3-N很低。而且同期的TN和NH+4-N的去除效果较差。该阶段出水NH+4-N比较高,为9.24 mg/L～17.98 mg/L,平均值为13.47 mg/L。在18 d的运行中11 d达到一级B标准,7 d达到二级标准。出水TN也比较高,为18.57 mg/L～28.8 mg/L,平均为23.26 mg/L。

从而说明温度在微电解—生物耦合技术硝化反硝化中也起着非常重要的作用。

2.3 耦合工艺除磷效果分析

从图5可知,在秋冬季运行期间,进水TP的波动较大,为1.64 mg/L～3.25 mg/L。出水TP与进水TP无明显相关性,但是出水TP呈明显的周期性变化。在每个周期内随着运行,呈现从低到高的趋势。4个周期的转折点和催化铁内电解体系机械搅拌的日期(11月18日,11月30日,12月7日,12月25日)吻合。

第一周期从10月22日至11月18日,前11 d内出水TP较低,稳定在0.16 mg/L～0.37 mg/L,后逐渐升高至相对稳定值0.84 mg/L～1.39 mg/L。

第二个周期从11月19日至11月30日,与第一周期相似,前3 d出水TP低且相对稳定(0.17 mg/L～0.28 mg/L),后逐渐升高至相对稳定值1.08 mg/L～1.37 mg/L。两周期出水TP稳定值相近,不同的是第二周期前期出水TP较低的稳定期缩短了。

第三和第二周期相似,前期出水TP较低的稳定时间很短,后期出水TP较高但仍然在1 mg/L附近波动。

前期出水TP较低,逐步升高到后期稳定在1 mg/L附近。究其原因,主要应该是由于催化铁内电解体系的加入产生化学除磷作用使出水TP降低,而催化铁内电解体系在运行过程中出现表面淤积导致出水TP上升。

3 结语

1)城市污水经微电解—生物耦合技术CASS中试处理后出水总Fe浓度稳定,不超过0.7 mg/L,每天排Fe量约为投加量的2‰。2)该城市污水经微电解—生物耦合技术CASS中试处理后出水CODCr稳定,浓度未超过50 mg/L,达到一级A出水标准。3)催化铁内电解体系对生物硝化促进作用明显,但温度仍然是影响硝化作用的关键因素。在水温17.9 ℃～26.5 ℃,催化铁内电解体系未出现表面淤积问题时,可使该城市污水出水TN稳定在13 mg/L。4)催化铁内电解体系对TP的强化去除作用较强,主要是由于溶出铁离子产生的化学除磷实现的。简单的机械搅拌即能有效的消除铁刨花表面淤积,保持铁离子的连续溶出,使出水TP达到一级A标准。

摘要：针对南方城市污水低碳高氮、磷的水质特点,研究了将催化铁内电解技术融入CASS工艺中,与生物脱氮除磷技术耦合的试验情况,得出相关结论,从而推动脱氮除磷技术的发展。

关键词：微电解一生物耦合,CASS反应器,脱氮除磷

参考文献

[1]Ma L M,Zhang W X.Enhanced biological treatment of industri-al wastewater with bimetallic zero-valent iron[J].Environ.Sci.Technol.,2008,42(15):5384-5389.

[2] Lin C J,Lo S L,Liou Y H.Dechlorination of trichloroethylene in aqueous solution by noble metal-modified iron[J].J Hazard Mater,2004,16(3):219-228.

[3]Cwiertny D M,Bransfield S J,Livi K J T.Exploring the influ-ence of granular iron additives on trichloroethane reduction[J].Environ.Sci.Technol.,2006,40(21):6837-6843.

强化微电解法 篇2

铁屑微电解法处理水性油墨废水的研究

试验研究了水性油墨废水的铁屑微电解法处理.研究结果表明,微电解条件控制在pH 4.0、铁屑投加量10%、反应时间60 min、焦炭含量为16.67%,水性油墨废水的`处理效果较好,色度去除率可达90%以上,COD去除率在50%左右.

作 者：张涛 呼世斌 周丹 Zhang Tao Hu Shibin Zhou Dan  作者单位：西北农林科技大学生命科学学院,杨凌,712100 刊 名：环境污染治理技术与设备  ISTIC PKU英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL 年，卷(期)：2005 6(5) 分类号：X703.1 关键词：微电解   水性油墨   废水处理  

强化微电解法 篇3

本工作采用微电解法处理咖啡因生产废水, 研究了最佳微电解条件, 初步探讨分析了反应机理, 可为咖啡因废水的预处理提供参考和理论依据。

1 实验部分

1.1 废水水质

废水取自东北某合成药厂的咖啡因生产车间, 经实验室分析水质指标如下:COD为16 585 mg/L, BOD5为3 814 mg/L, ρ (氨氮) 640 mg/L, 总磷0 mg/L, pH为4.51, 橙红色。

1.2 试剂和仪器

重铬酸钾、硫酸亚铁铵、硫酸银、硫酸汞、碘化汞、四水合酒石酸钾钠、氯化铵:分析纯;二氯甲烷:色谱纯。

7500c型电感耦合等离子质谱 (ICP-MS) 仪:美国Agilent公司;6890型气相色谱-质谱 (GC-MS) 仪:美国Agilent公司;RE-52AA型旋转蒸发器:上海亚荣生化仪器厂;723G型可见光分光光度计:日本岛津公司;PB-20型pH计:上海精密科技仪器有限公司。

1.3 实验方法

将预处理[12,13]后的铁屑和活性炭 (粒径为0.5～2.0 mm) 以一定堆积体积比 (铁炭比) 混合均匀, 装入500 mL烧杯, 至烧杯的三分之二体积, 然后将按一定比例稀释的废水加入烧杯至恰好淹没铁炭, 反应一定时间后, 将反应后的废水倒入另一烧杯, 静置30 min取上清液测定各种污染物浓度。

1.4 分析方法

采用重铬酸钾法测定COD[3];玻璃电极法 (pH计) 测定pH;纳氏比色法测定氨氮[17];稀释接种法测定BOD5[10];分光光度法 (波长400 nm, 蒸馏水作参比) 测定色度[5];ICP-MS法测定重金属质量浓度[14];GC-MS法测定有机物质量浓度 (水样预处理见文献[15]) 。GC-MS仪操作条件:气化室初始温度50 ℃, 初始时间2 min;程序升温速率8 ℃/min, 最终温度270 ℃, 保持5 min;分流比100 ∶1;四级杆温度150 ℃, 最大200 ℃;离子源温度230 ℃, 最大250 ℃。

2 结果与讨论

2.1 进水pH对微电解处理效果的影响

当反应时间为60 min、原水稀释4倍、铁炭比为1 ∶1时, 进水pH对微电解处理效果的影响如图1。由图1可见:在酸性环境下, 随着进水pH的增大, COD、氨氮以及色度的去除率逐渐减小;当pH大于3时, 三条曲线均开始明显下降。考虑到进水pH过低不仅大幅度增加调pH的酸加入量, 而且增加铁屑的加入量, 造成产泥量增加等一系列问题, 因此, 进水pH宜控制在3左右。

2.2 反应时间对微电解处理效果的影响

当进水pH为5、原水稀释4倍、铁炭比为1 ∶1时, 反应时间对微电解处理效果的影响见图2。

由图2可见:随着反应时间的延长, COD、氨氮以及色度的去除率逐渐增大;在反应时间为15～30 min时, COD和色度的去除率变化比较大;30～60 min时, 氨氮去除率变化较大;60 min以后, 三者的去除率已基本处于稳定值。反应时间延长, 废水中的污染物质有更多的时间与反应介质铁炭接触, 而且也使得更多的污染物质相继参与微电解作用, 因此提高了废水的处理效果。但是, 反应时间过长, 将造成水处理成本升高并影响整个废水处理过程的协调性等一系列问题, 综上所述, 选择最佳反应时间为60 min。

2.3 进水浓度对微电解处理效果的影响

当进水pH为5、反应时间60 min、铁炭比为1 ∶1时, 进水浓度对微电解处理效果的影响见表1。由表1可见:随着进水COD和氨氮质量浓度的减小, 各自的去除率降低, 这是因为废水浓度的减小降低了废水中有机污染物质及氨氮与反应介质的接触机会, 使得化学反应速率减慢。随着进水色度的降低, 脱色率先升高后降低, 原因可能是低色度进水带有发色基团的物质与氢原子的接触机会小, 因而降低了色度的去除率;而在高色度进水中, 虽然反应物之间的碰撞机会大、反应速率大, 但是由于进水中发色物质浓度过高, 反应时间却有限, 因此就出现了脱色率下降的现象。综合考虑, 本实验选择原水进水。

2.4 铁炭比对微电解处理效果的影响

在进水pH为5、反应时间为60 min、原水稀释4倍条件下, 铁炭比对微电解处理效果的影响见图3。由图3可见:随着铁屑加入量的减小, COD、氨氮以及色度的去除率均是先增大后减小。单纯的铁虽然也能在酸性废水中发生反应, 生成H2以及Fe2+等, 但是其反应速率远远小于由铁炭组成的原电池反应。单纯的活性炭虽然已经废水数次浸泡, 但仍具有一定的吸附能力, 可以吸附废水中的有机物质及氨氮等。而铁炭以一定的比例混合后, 废水中的有机污染物首先被吸附在活性炭上, 然后受微电解过程中流动电子的轰击以及与氢原子发生反应而得到转化或降解[16]。因此, 合理的铁炭比可使这两个过程稳定、高效地进行。综上实验结果及讨论, 铁炭比选择1 ∶1较为合理。

在进水pH 3、反应时间60 min、原水进水、铁炭比为1 ∶1的最佳单因素条件下采用微电解法处理咖啡因废水, 实验结果为:COD去除率46.8%, 氨氮去除率62.6%, 脱色率93.5%。

2.5 重金属的去除效果

在最佳实验条件下, 微电解前后的进、出水中部分代表性重金属质量浓度见表2。

由表2可见, 微电解对咖啡因废水中的重金属有很好的去除效果。其基本原理是单质铁可以将活泼性较差的重金属离子置换出来。在微电解处理废水的过程中, 发生的电极反应见式 (1) 和式 (2) 。

负极:undefined (1)

正极:undefined (2)

式中, M2+代表重金属离子。当M2+得到电子成为单质后在活性炭表面析出, 这样不但可以有效地去除重金属离子, 且由于其化学活泼性较单质铁差, 因而又能与铁屑接触构成新的原电池。

在铁屑微电解过程中, 随着pH的升高, 废水中的金属离子即重金属离子还可能形成氢氧化物沉淀而被除去, 可能发生的反应见式 (3) ～式 (6) 。

undefined (3)

undefined (4)

undefined (5)

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2.6 GC-MS分析结果

在最佳实验条件下, 微电解前后进、出水的GC-MS谱图见图4和图5。

1 1, 3-二甲基二乙酰脲; 2 1, 3, 5-三甲基-1, 3, 5-三嗪-2, 4, 6- (1H, 3H, 5H) -三酮; 3 N, N′-二甲基脲;4 4, 6-二甲氧基-1, 3, 5-三嗪; 5 5-肼基-6-氮尿嘧啶; 6 6-氯-N-氰基-N, N-二甲基-1, 3, 5-三嗪-2, 4-二胺;7 咖啡因; 8 异黄喋呤; 9 1, 3-二甲基黄嘌呤;10 2, 5-二甲氧基-4-硝基-苯胺; 11 1, 2, 3, 4-四氢-2-亚硝基-6, 7-二甲氧基-4-异喹啉

1 N-甲基乙酰胺; 2 4-甲基环己烯; 3 N, N-二乙基乙酰胺;4 N, N′-二甲基草酰胺; 5 1, 3-二甲基二乙酰脲;6 邻二羟基环戊烯三酮; 7 5, 6-二氨基-1, 3-二甲基尿嘧啶;8 1, 3, 5-三甲基-1, 3, 5-三嗪-2, 4, 6- (1H, 3H, 5H) -三酮;9 N, N′-二甲基脲; 10 4, 6-二甲氧基-1, 3, 5-三嗪;11 咖啡因; 12 异黄喋呤; 13 1, 3-二甲基黄嘌呤;14 2, 5-二甲氧基-4-硝基-苯胺;15 1, 2, 3, 4-四氢-2-亚硝基-6, 7-二甲氧基-4-异喹啉

由图4和图5可见, 进水中检出了11种物质, 以含氮杂环有机物居多, 其特点是相对分子质量大, 大多数物质为闭环结构, 并且闭环与双键形成共轭体系, 含有发色基团, 分子结构稳定, 不易生物降解;微电解后出水中检出了15种物质, 主要为含氮物质, 其中含氮杂环大分子有机物的量明显减少, 同时还出现了大量胺类和脲类等物质, 其特点是相对分子质量相对小, 分子结构为链状, 分子无稳定的共轭结构, 易于生物降解。因此可以得知, 微电解的主要作用是将咖啡因废水中成环的难降解有机大分子物质转化为易生物降解的链状小分子, 并且有效地破坏了发色基团, 起到了脱色的作用。

3 结论

a) 微电解法处理咖啡因废水的最佳实验条件为进水pH 3、反应时间60 min、原水 (COD为16 585 mg/L, BOD5为3 814 mg/L, ρ (氨氮) 640 mg/L) 进水、铁炭比1 ∶1, 在此最佳条件下, COD去除率46.8%, 氨氮去除率62.6%, 脱色率93.5%。此外, 微电解对重金属的去除也起到了良好的效果。

强化微电解法 篇4

微电解法预处理高浓度含酚废水的研究

摘要：用微电解法对高浓度含酚废水进行预处理,考察了反应时间、铁碳质量比、铁碳总量、初始pH值、温度等因素对含酚废水处理效果的影响,得出了最佳反应条件.结果表明,在优化工艺条件下,废水经微电解法预处理后,CODCr去除率为70.8%.作 者：刘楚宁    LIU Chu-ning  作者单位：宿迁市环境监测中心站,江苏,宿迁,223800 期 刊：化工技术与开发   Journal：TECHNOLOGY & DEVELOPMENT OF CHEMICAL INDUSTRY 年，卷(期)：2010, 39(7) 分类号：X703 关键词：微电解    预处理    含酚废水   

强化微电解法 篇5

1 原理介绍

该处理方法主要使用氧化还原法和微电解法, 下面分别介绍两种方法的原理

1.1 氧化还原

由于废液中含有大量的硫离子, 硫离子具有强还原性, 采用具有强氧化性的H2O2作为氧化剂氧化硫离子, 使其成为硫单质经沉淀去除。

1.2 铁碳微电解法

将铁碳填料浸入废水中时, 由于铁和碳之间的电极电位差, 废水中会形成无数个微原电池。其中, 电位低的铁成为阳极, 电位高的碳成为阴极, 在充氧条件下发生电化学反应, 其反应过程如下:

阳极 (Fe) :Fe→Fe2++2e.

阴极 (C) :2H++2e→2[H]→H2.

从反应中看出, 产生了初生态的Fe2+和原子H, 它们具有高化学活性, 能改变废水中许多有机物的结构和特性, 使有机物发生断链、开环等作用。

如果有曝气, 即充氧和防止铁屑板结, 还会发生下面的反应:

反应中生成的OH-是出水p H值升高的原因, 而由Fe2+氧化生成的Fe3+逐渐水解生成聚合度大的Fe (OH) 3, 胶体絮凝剂可以有效地吸附、凝聚水中的污染物, 从而增强对废水的净化效果。

当前比较成熟的反应装置有两种, 一种是反应器, 如图1所示, 一种是反应池。反应器安装便捷, 成本较低, 适合污水量不大的工程使用;反应池成本较高, 但是处理量大, 适合大型工程使用。

2 具体工艺简述

一种以双氧水为氧化剂氧化废液中的硫离子, 使其变成硫单质沉淀去除, 然后以铁碳填料为反应介质, 使废液中的硝酸盐氮转化成氨氮, 再以折点加氯法去除氨氮。

主要工艺流程图如图2所示。

原理和方法为在p H=6的中性介质下, 硫化钠会与双氧水发生如下反应:

当加入双氧水时, 废液中会释出白色沉淀物, 该沉淀物即为硫单质。由于反应过程中有Na OH产生, 溶液内p H会升高, 在碱性状态下, 硫离子与烧碱发生以下副反应:

为了避免副反应发生, 反应过程中溶液内部需保持p H=6.经双氧水氧化释出硫单质沉淀后, 废液中的还原性物质被大部分去除, COD降至15 000~12 000 mg/L左右。经絮凝沉淀后, 上清液进入铁碳微电解系统。由于亚硝酸盐的存在, 为避免二氧化氮的二次释出, 微电解池内的p H值应保持在5~6.5.在微电解池内, 硝酸根及亚硝酸根被还原成铵根离子:

而0价铁则被氧化成Fe2+, 化学方程式为Fe+2e=Fe2+.

由于喷淋液中同时存在硫离子、硝酸根离子和亚硝酸根离子, 当反应p H<3时, 会有硫化氢和二氧化氮释出, 造成二次污染。而铁碳微电解池在p H=5时填料损耗处于最低值, 降低了运行成本。

经微电解池处理后, 废液进入调整池, 在调整池中, 加入烧碱调节废水p H值至7, 使废水中的2价铁离子与烧碱反应生成氢氧化物沉淀后在竖流式沉淀池中去除。沉淀池上清液进入除氨氮池, 在除氨氮池中加入烧碱调节废水p H值至10, 同时加入次氯酸钠, 使废水中的铵根离子转变成N2.

3 处理方法的讨论和验证

3.1 处理方法的讨论

3.1.1 工程方案的讨论

3.1.1. 1 酸化法

在废水中加入硫酸, 使废水的p H值保持在3左右, 废水中的硫离子与氢根离子反应, 生成硫化氢气体。化学反应式为:

由于硫化氢具有恶臭气味, 需要配套硫化氢吸收塔对其进行处理, 所以增加了投资费用。

3.1.1. 2 铁盐沉淀法

在废水中添加过量硫酸亚铁, 使废水中的硫离子与亚铁离子发生反应, 生成硫化亚铁黑色沉淀。化学反应式如下:

使用硫酸亚铁处理硫离子运行费用低, 但会产生大量的污泥, 增加废水处理工人的劳动强度。

综上所述, 采用双氧水氧化硫离子具有操作简单、产泥量少、运行费用低的特点。

经双氧水氧化释出硫单质沉淀后, 废液中的还原性物质被大部分去除, COD降至15 000~12 000 mg/L左右。经絮凝沉淀后上清液进入铁碳微电解系统。

3.1.1. 3 硝酸盐氮去除方法对比与筛选

生化法去除硝酸盐:生物脱氮又称生物反硝化, 是指在缺氧条件下, 微生物利用NO3-作为电子受体进行无氧呼吸。在缺氧条件下, 由兼性脱氮菌 (反硝化菌) 作用, 将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程。由于废水可生化性差, 采用生化法去除硝酸盐不适合于本废水。

3.1.2 工艺参数的讨论

在废水中添加双氧水, 由于双氧水具有强氧化性, 而硫离子具有强还原性, 当加入双氧水时, 废水中的硫离子与双氧水发生以下反应:

反应过程中废水中会释出白色沉淀物, 该沉淀物即为硫单质。由于反应过程中有Na OH产生, 溶液内p H会升高, 在碱性状态下, 硫离子与烧碱发生以下副反应:

为了避免副反应的发生, 反应过程中溶液内部需保持p H=6.

该方法的重点在于p H值的调整, 在p H过高的时候, 该副反应就会明显加剧, 而在铁碳微电解中, 低p H能提高氧的电极电位, 进而加大微电解的电位差, 促进电极反应, 所以p H值应该越低越好, 可是较低p H值会导致铁的消耗量过大, 最终增加成本增加, 权衡利弊后, 最终选择p H值5为生产参数。

对于其他工艺条件, 氧化还原反应速度较快, 对于时间和温度的要求不严格, 主要讨论铁碳微电解工艺的条件。

反应时间:随着时间的增加, CODCr去除率逐步升高, 只是达到一定时间界限后, 去除效果明显降低, 本次铁碳池体积为50 m3, 进水流量目前为3 t/h, 停留时间为8 h, 为最佳效果。

铁比:碳按1∶1的体积比或者质量比为2∶1装入反应器。微电解对于温度因素要求不高, 只要别出现10℃以下的温度, 一般不用额外加热, 保持自然温度即可。温度提高, 电解速度加快, 但只要达到常温就可以到达预期的处理效果。

曝气时间:曝气量的增加会提高CODCr的去除率, 增加水中的溶解O2.当曝气量达到3 L/min后, CODCr去除率提高的速度就缓慢多了。

3.2 处理方法的验证

广州某厂设计建造的处理铝材三酸抛光废气喷淋液就采用的是氧化还原沉淀+微电解法。检测处理废水的情况为:进水流量为3 m3/h, COD约为30 000 mg/L, 总氮约为6 920 mg/L。设备正常运行时, 处理出水COD去除率达到96%以上, 总氮去除率达99%以上, 证明采用该组合方法的工程能够达到设计目标。

参考文献

[1]乔瑞平, 孙承林, 于永辉, 等.铁炭微电解法深度处理制浆造纸废水的研究[J].安全与环境学报, 2007 (3) :57-58.

强化微电解法 篇6

醌类化合物对偶氮染料的降解有加速作用[1], 这在以醌类化合物为氧化还原介体的生化研究中得到了证实[2], 但是这些研究集中在水溶性的醌类化合物, 在实际应用中会造成二次污染和增加成本问题[3], 而电化学以其化学修饰电极的优越性可以将非溶性的物质固定在电极表面。本实验采用修饰电极的方法以醌类化合物为氧化还原介体, 把醌类化合物固定在电极表面, 研究醌类化合物修饰电极对染料降解加速作用, 并探讨偶氮染料降解原理。

2 实验部分

2.1 实验装置

恒电位仪、铂电极、反应器

2.2 酸性橙Ⅱ结构及特性

偶氮染料酸性橙Ⅱ电解液呈橙黄色, 发色基团偶氮键的特征吸收峰处吸收波长为484nm, 萘环结构和苯环结构的特征吸收峰吸收波长分别为310nm和229nm。酸性橙Ⅱ的分子结构见图1。

2.3 实验方法

导电胶由导电树脂和固化剂按质量比2:1组成, 加入一定量醌类化合物混匀后, 均匀涂布于极片表面, 在室温下放置24h, 完成电极修饰。以不加醌类化合物为空白。

实验是在酸性橙Ⅱ溶液浓度为20mg/L, 溶液体积为50m L, 电解质 (Na2SO4) 浓度为0.1mol/L, 极板间距为30mm, 电流密度为50m A/cm2的条件下, 用不同醌类化合物修饰电极降解染料溶液, 在恒电流状态下调节电流密度, 每隔0.5h取样测溶液的吸光度记录数据, 并采用气质联用方法对降解中间产物进行分析。

3 结果与讨论

3.1 不同醌类化合物修饰电极对酸性橙Ⅱ降解效果影响

分别以相同摩尔浓度、不同种类的醌类化合物修饰电极与空白导电胶修饰电极和裸电极降解染料, 通过脱色率和紫外可见光谱图进行对比, 见表1和图2。

图2醌类化合物修饰电极与空白导电胶、裸电极降解酸性橙Ⅱ溶液脱色率。

以上图说明以醌类化合物修饰电极只是加速了染料的降解, 在反应过程中并未产生新的物质, 以蒽醌和分散紫HFRL修饰电极对染料的脱色效果更好。染料各官能团都在电解过程中得到不同程度的降解, 偶氮键结构的降解效果比萘环结构和苯环结构降解效果好。

3.2 染料降解机理探讨

3.2.1 直接或间接电解

染料降解脱色的原因有两方面, 一是直接氧化, 染料酸性橙Ⅱ分子在电极表面被氧化转化成其它物质, 另外是电极的间接氧化过程, 它是靠生成活性高或氧化能力强的中间物质来降解污染物的, 如活性氧原子等。

3.2.2 色谱图和质谱图分析

通过分析气相色谱图和质谱图对染料酸性橙Ⅱ降解的中间产物及降解途径进行初步探讨, 气相色谱图见图3和图4。

由图可知, 未修饰电极和修饰电极降解染料32.605min、33.736min的峰是降解染料中间产物产生的新峰, 并且降解途径和降解的中间产物大致是相同的。

对酸性橙Ⅱ降解中间产物用质谱图来进行初步推测, 见图5和图6。

由质谱图库这两种中间物质可能是硝基苯和苯丙酸。

因此初步推断酸性橙Ⅱ的降解途径为染料酸性橙Ⅱ首先在有H的作用下加氢还原偶氮键断裂生成芳香胺类化合物, 芳香胺类化合物再被氧化开环降解, 生成苯丙酸和硝基苯类的小分子有机物质, 再随着电解的进行, 苯丙酸和硝基苯类的物质在继续被开环氧化, 甚至部分被矿化为CO2和H2O。

4 结语

(1) 醌类化合物修饰电极与空白导电胶修饰电极相比对偶氮染料酸性橙Ⅱ降解有加速作用。 (2) 通过气相色谱图与质谱图分析, 可以初步染料分子的偶氮键断裂生成芳香胺类化合物, 芳香胺类物质被氧化为硝基苯和苯丙酸等物质, 然后这些中间产物再部分被矿化为CO2和H2O。

摘要：本研究以具有典型偶氮结构的单偶氮染料酸性橙Ⅱ为研究对象, 以电解技术为核心, 在经优化的电解工艺条件下, 探索不同醌类化合物修饰电极对偶氮染料的加速降解作用, 并初步探讨运用电解方法降解染料的降解机理。

关键词：酸性橙Ⅱ,修饰电极,降解机理

参考文献

[1]侯士峰, 杨可盛, 方惠群, 等.四氯苯醒自组装膜电子传递机制的研究.物理化学学报, 1998, 14 (7) :640-644.

[2]孙红文, 黄国兰.藻类对偶氮染料的降解及定量结构-生物降解性研究.中国环境科学, 1999, 19 (4) :289-292.

微电解预处理农药废水研究 篇7

1 微电解预处理技术的主要作用机理研究

微电解预处理技术的作用机理主要是充分利用了铁、碳之间存在的电位差, 利用这种差位, 形成很多微小的原电池, 在原电池中, 铁的电位相对较低, 因此作为阴极使用, 而碳的电位比较高, 因此作为阳极来使用, 在整个电池使用中, 医废水作为电解质溶液导体, 使之发生充分的氧化还原反应。其公式如下:

在和废水溶液发生反应的阶段, 铁和碳共同组成了完整的回路格, 在回路格表面, 在微电池内部电流会进行快速地运转。研究可以发现, 当电流处在低压状态的时候, 可以在很大程度上去除污水中的钙、镁离子, 进而有效地降低了水的硬度, 并且在微电解处理的过程中, 还能够产生具有灭菌消毒作用的氢氧自由基, 该自由基可以和溶液中的化学物质发生充分的化学反应, 通过一系列的反应完成污水处理。

2 微电解法处理在农药废水处理中的研究应用

在当前, 铁碳微电解处理废水的应用已经十分普遍, 尤其是处理浓度相对较高的农业废水, 微电解法能够有效的降解农业废水中的毒性物质, 提高水源的生化性质, 有效的去除有色度。例如著名化学家王晓阳曾经采用铁碳微电解法降解农药废水, 在其试验配置中, 设置的铁碳之间的有效比例为1:1, 试验PH数值为设定为3, 固液值的比例设定为0.15, 设置的化学反应时间设定为10分钟, 经过一系列工序之后, 去除废水的色度高达80%, 化学性能得到了极大地提高。通过该实验表明, 铁碳微电解处理工艺技术和其它的处理技术相比具有化学反应时间短、处理效率高且费用低的优点。

3 微电解处理农药废水试验研究

3.1 配置试验废水

在本试验中, 采用人工配置废水的方式, 将乙草胺以及久效磷按照设定好的比例配置成COD浓度为915mg·L-1以及1090mg·L-1的农业废水, 另外, 还需要提取另外的乙草胺、甲胺磷以及久效磷等各0.2ML, 按照一定的比例将COD的值配置成0.2ML921mg·L-1混合型废水。

试验中铁屑预处理工艺:将铁屑浸泡在含碱性10%的液体中, 并采用小火加热, 10min之后, 去除里面的油性液体, 之后再使用含有3%稀盐酸的液体浸泡, 30min之后便能够有效的去除铁表面的氧化物, 完成浸泡工序之后, 使用清水冲洗干净。

3.2 微电解试验方法

在试验过程中, 取400ml的水样, 然后调节好PH数值, 之后在其中添加一定剂量的活性炭以及铁屑, 让其充分的反应之后, 再进行铁、碳分离工序。完成上述工序之后, 再向水中添加碱性液体, 确保铁屑完全沉淀后, 采取一定的液体测量CODcr。

3.3 试验分析方法

在试验过程中, 测定PH数值, 采用的测量方法为:PHS-3S型酸度计;测量CODcr数值采用的测量方法为:重铬酸钾回流法。

3.4 试验结果分析

3.4.1 废水中铁屑的含量大小对试验处理结果的影响

设定铁、碳之间的比例一定, 探究了铁/水比值对去除CODcr的结果影响, 其数据结果见图1。

通过实验可以得知, 铁的含量不断增加, CODcr的去除率会随着实验情况先增加后下降, 出现这种情况的主要原因为:根据微电解处理废水的实验原理可以得知, 原电池会发生如下电极反应。

当铁为阳极的时候, 反应公式为:Fe-2e→Fe2 (1) ;当碳为阴极的时候, 其反应公式为:2H++2H+2e→2H→H2 (2) 。

根据公式1, 铁含量的不断增加, 会在一定程度上促进该反应向右方进行, 在该阶段Fe2的含量会逐渐增加, 并且增加的铁含量越高, Fe2的生成速度就会越快, 大量的Fe2和溶液中的氧化氢发生化学反应, 化学反应会在很大程度上消耗掉溶液中的氧化氢, 进而极大的降低了CODcr的去除率。

3.4.2 配置水中活性炭的含量对试验结果的影响

在试验阶段, 设置的乙草胺、混合废水以及久效磷之间的比例分别为:0.375、0.5、0.25, 在该次结果分析中, 主要分析碳/水之间的比例含量值对COD的影响, 见图2。

通过试验, 可以得知, 溶液中碳含量值的大小可以对微电解处理农药废水产生直接性的影响, 碳的含量值越高, 对COD去除效率的影响就会越大, 相比较久效磷、混合废水以及乙草胺来讲, 其设定的碳、水混合比例最佳值分别为:0.25、0.5、0.25, 则相对应的放置的碳水比例值则应为:1:1、1:1、1:1.5。

3.4.3 试验时间设定对处理效果的影响

在试验过程中, 综合考虑各种影响因素之后, 还需要考虑试验反应的最佳时间以对试验处理有效结果的影响, 见图3。

根据试验结果可以得知, 在进行微电解反应的阶段, 时间长短并不是试验结果的决定因素, 也就说明并不是微电解反应时间越长, 试验反应处理效果越好, 在实验中需要根据时间设定最佳的反应时间。通常来讲, 乙草胺的最佳反应时间为1.5个小时, 久效磷以及混合废水的最佳反应时间为1小时。出现不同反应时间的原因为, 随着反应时间的不断推进, 氢离子会不断的反应H2以及H2O, 这种情况就会导致水溶液中氢离子的含量不但减少, ph数值则会不断的升高, 在很大程度上偏离了原先设定好的ph数值, 这种情况就会严重降低试验处理的效果。

3.4.4 PH数值对试验处理结果的影响

久效磷、混合废水以及乙草胺来讲, 其设定的碳、水混合比例最佳值分别为:0.25、0.5、0.25, 设置的乙草胺、混合废水以及久效磷之间铁、水比例分别为:0.375、0.5、0.25, 在试验中, 测定的ph值对实验结果的影响见下图。

通过图4可以知道, ph值能够对微电解处理农药废水产生重要的影响, 因为在发生降解反应的过程中, 酸性能够起到极好的促进作用, 根据试验结果可以得知, 最佳的试验反应ph值为4。

该试验结果表明, 微电解法能够有效的处理农药废水, 当试验数据中铁水之间的比例为0.25:1, 碳水的比例为1:1, ph值为3, 试验反应时间大约为1.5小时的时候, COD的去除效率能够高达65%。

4 结束语

微电解法作为当前处理废水的新型技术, 可以有效的去除废水中的COD, 极大提高废水的处理效率。在今后的发展过程中, 如何有效的将微电解处理法和其它处理方法相结合也会逐渐成为今后微电解技术的研究重点。

摘要：改革开放以来, 我国工农业得到了快速的发展, 随之出现的水源污染问题也越来越严重, 在文章中重点探究了微电解预处理技术在农业废水中的应用, 以及影响微电解处理技术的不同因素, 系统性地描述了微电解处理技术的作用机理, 并通过试验的方式详细地论述了微电解处理农药废水的各种影响因素。

关键词：微电解,农药废水,废水处理

参考文献

[1]王紫薇.铁炭微电解-厌氧工艺处理农药废水的研究[D].合肥工业大学, 2009 (12) .

[2]杨慧, 薛建军, 王玲, 等.超声/微电解协同处理含磷废水[J].水处理技术, 2011 (02) .

污水微电解处理技术应用研究 篇8

关键词：污水,微电解,铁炭,反应器

近年来我国经济飞速发展, 在经济增长的同时也使我们付出了沉重的环境代价。随着人们环保意识的逐渐增强, 治污问题越来越为社会所重视。我国在发展环境污染处理技术的同时, 也力使环境污染治理力度和治理标准同世界发达国家相接轨。在治理污染的问题上, 一方面我国采取果断措施, 关闭一大批生产效率低, 污染耗能高的项目;另一方面加强污染治理技术的资金投入, 加强技术研究。

1 污水微电解处理技术的概念及工作原理

微电解技术又称内电解法, 它是目前我国高浓度有机废水处理的一种非常实用的技术。它的工作原理是通过填充在废水中的微电解材料自身产生1.2V电位差对废水进行电解处理, 在自身并不通电的情况下, 最终达到净化有机污染物的目的。系统内部通水后会形成无数的微电池系统, 在其作用空间形成一个电场, 它具有超强的吸附能力, 这种能力远远高于一般的药剂水解产生的氢氧化铁胶体。该种方法具有适用范围广泛的特点, 其对污水的处理效果也十分的好, 并且成本低廉, 操作维护也非常方便, 不消耗电能。经过该种工艺处理后的高浓度废水其COD和色度得到大幅度降低, 废水的可生化性提高。

1.1 微电解的概念

微电解处理是指在低压直流状态下的电解除去水中的钙、镁离子而达到降低水的硬度, 产生可灭菌消毒的活性氢氧自由基和活性氯, 吸附、杀死细菌等一系列应用技术的总称。

1.2 微电解技术的工作原理

将铁屑和碳粒浸在酸性废水中, 利用铁和碳之间的电极电位差, 废水当中便会形成无数的微原电池。以低电位成为阴极的铁与以高电位形成阳极的碳在酸性电解质水溶液中发生化学反应, 化学反应的结果是铁受到腐蚀变成二价的铁离子而进入溶液。调节电解反应器的出水, 把p H值调到9左右, 这时候由于铁离子有混凝作用, 它与污染物中带微弱负电荷的微粒相互吸引, 便会形成比较稳定的絮凝物而去除。为了增加电位差加速铁离子的释放, 可以在铁--碳床中加入一定比例铜粉或铅粉, 经过微电解, 我们会发现BOD/COD升高了, 这是由于一些难降解的物质被碳粒吸附或经铁离子的絮凝而减少的缘故。

若要让铁碳床有分解有机大分子的能力, 我们可以通过下述方式为之:加入过氧化氢, 在这种情况下酸性废水与铁发生化学反应生成亚铁离子, 亚铁离子与过氧化氢形成Fenton的物质, 生成羟基自由基, 它具有极强的氧化性能, 在很大程度上它能将难降解的大分子有机物分解成小分子有机物等, 这种反应只有在酸性的条件下才能进行。它的工作原理是成为阳极的低电位铁与成为阴极的高电位碳发生电化学反应。反应中, 产生的了初生态的二价Fe和原子H, 它们具有高化学活性, 能改变废水中许多有机物的结构和特性, 使有机物发生断链、开环等作用。根据工程实验, 铁碳床微电解技术在刚开始应用的效果十分理想, 特别是对酸性的有机废水的处理, 但运营一段时间后效果急剧下降。综合分析主要有以下两个方面的原因, 一方面是由于铁泥堵塞;另一方面由于炭的吸附饱和。通过反冲洗可缓解铁泥堵塞, 但解决不了根本问题, 这时候则需要更换填料, 其工作量也是非常大的。

2 技术应用中的难题探讨

2.1 动态铁炭微电解反应器的技术处理问题

通过电解反应器, 采用特殊的机械搅拌方式对铁炭填料进行搅拌, 可以有效阻止铁炭板结, 这有利于彻底解决填料容易板结的问题, 并使之能够利用一般的铁刨花就能将废水进行处理, 达到不结垢、不堵塞、可连续运行、性能稳定、操作简便等目的。

2.2 动态铁炭微电解反应器工作特点

1) 其针对的有机污染物质范围十分广范, 具体包括:含有偶氟、碳双键、硝基、卤代基结构的难除降解有机物质等, 经它的处理后都有很好的降解效果;

2) 流程简便易懂、工作时间长、投资少、操作维护方便等。处理过程中只消耗少量的微电解反应剂。微电解剂只需定期添加而无需更换, 添加操作也非常的方便, 添加时也无需进行活化, 直接将其投入即可;

3) 经微电解处理后的废水会在水中形成一种原生态的亚铁或铁离子, 它具有比其它普通混凝剂更好的混凝作用, 无需再加铁盐等混凝剂, 对COD的去除率高, 并且不会因此带来水的二次污染;

4) 确保废水稳定达标排放。对已建成未达标的高浓度有机废水处理工程, 运用该技术对已建工程废水进行预处理, 在降解COD的同时提高废水的可生化性的同时, 可以确保废水处理后稳定达标排放。也可以对生化后废水进很行微电解或微电解联合生物滤床的工艺进行深度处理;

5) 使用方式灵活。该技术在各单元中不仅可以作为单独处理方法使用, 而且也可作为生物处理的前处理工艺, 利于污泥的沉降和生物挂膜。该方法既达到化学沉淀除磷的效果, 又可以通过还原除重金属。

3 微电解处理应用技术应用领域

微电解污水处理技术的应用是非常广泛的。对于染料、印染废水、焦化废水、石油化工废水在脱色的同时, 使处理过水中的BOD/COD值得到明显提高;对于石油废水、皮革废水、造纸废水、木材加工废水进行处理后使水中的BOD/COD值大幅度提高;对于电镀废水、印刷废水、采矿废水、其他含有重金属的废水, 通过此技术的处理可以从上述废水中去除重金属;对于有机氯农业废水、有机磷农业废水经过处理后大大提高上述废水的可生化性, 且可以除去磷、硫等有害物质, 效果显著。

目前随着这项技术应用研究的进步突破, 在污水处理领域逐步得到了推广。当今许多污水处理单位及工厂企业都已经具备机电综合生产的能力, 同时我国具有紫外排架电控及臭氧的研发和生产的丰富经验。由于微电解器的应用技术的工作原理相对简单, 根据我国现有的技术实力, 已经具备研发微电解器的资金及技术实力。同时这项技术对于处理电镀废水、印刷废水、采矿废水效果突出, 对其他含有重金属的废水处理则相对不足, 根据实际应用的需求我们可以将污水处理发生器与微电解的工艺相结合, 来解决这一技术难题, 通过这种技术的探讨甚至可以与紫外排架工艺结合研发多功能一体化处理机。在微电解器的应用过程中对曝气有很高的要求, 我国目前对曝气工艺方面的研究趋向成熟, 实力雄厚, 也为微电解器有更好的技术推广奠定了基础。

参考文献

[1]吴燕, 修光利, 王大为, 等.竹炭净化文物保存微环境空气低浓度氮氧化物[J].环境科学与管理, 2009, 1.

强化微电解法 篇9

该发明涉及二硝基重氮酚废水的处理方法。该发明所述的二硝基重氮酚废水的分子微电解处理方法, 包括以下步骤: (1) 调节二硝基重氮酚生产废水的pH至2.5～4.5; (2) 将上述废水转入动态分子微电解罐内进行动态分子微电解处理; (3) 经上述步骤处理后的废水转入静态分子微电解床进行静态分子微电解处理; (4) 将上述步骤处理后的废水的pH调节到7～9, 中和沉淀; (5) 将上述步骤处理后的废水上清液转入两级活性污泥生化处理池; (6) 将经过上述步骤处理后的废水转入砂滤池过滤, 检测达标排放。该发明所述的处理方法, 工艺简单, 维护方便, 可工业化稳定运行, 既降低成本, 又提高去除效率, 使有害物质去除完全。/ CN101519260, 2009-09-02