铁-碳微电解法（精选4篇）
铁-碳微电解法 篇1
摘要：本实验中, 通过红外光谱、偏振光显微镜以及电化学Tafer极化曲线结果表明, 引起铁碳微电解失效的机理主要是由于炼油废水中含有N-H、S-H、P-H等有机基团, 这些基团可以吸附在Fe的表面, 形成了致密的吸附膜, 阻断了H+以及溶解氧与铁碳电极的接触, 抑制了铁碳电解的阴极反应过程从而引起铁碳微电解反应失效。
关键词：铁碳微电解失效,铁碳缓蚀,Tafer极化曲线,炼油废水
0 引言
铁碳微电解工艺是依据金属的腐蚀电化学原理, 利用形成的微电池效应分解废水中污染物的工艺[1]。以电位低的铁为阳极, 电位高的碳做阴极, 以充入的废水为电解质溶液, 发生氧化还原反应, 形成原电池[2]。铁碳微电解法的作用机理主要有:电化学富集、铁的还原作用、物理吸附和铁的絮凝沉淀作用。在印染[3]、制药[4]、石化[5]等废水中广泛应用。
但铁碳微电解在实际工程中也暴露出一些问题: (1) 铁碳微电解装置经过长时间的运行后, 发现铁碳板结; (2) 在运行过程中, 在铁表面生成铁氧化物和铁盐的钝化膜, 即发生缓蚀现象, 从而达不到理想的处理效果。本文以某炼油厂废水为试验水样研究废水缓蚀效应引起铁碳微电解失效机理。
1 实验部分
1.1 实验内容
(1) 首先采用芬顿试剂对废水进行预处理, 取一部分继续进行铁碳微电解反应。
(2) 采用红外光谱, 观察不同水样谱图变化情况。
(3) 测试不同水样铁碳电极的Tafer极化曲线。
1.2 实验方法
1.2.1 芬顿反应:
在500ml烧杯中加入200ml水样, 调pH值至3, 然后加入相应比例的硫酸亚铁和双氧水, 在六连搅拌器搅拌下进行反应。
1.2.2 芬顿预处理-铁碳微电解:
同上首先进行芬顿反应, 反应1h后, 接着倒入铁碳微电解反应器再反应。
1.2.3 电化学Tafer极化曲线测试
(1) 铁碳电极的制备。将铁碳填料切割为1×1×1cm的小立方体, 制作成铁碳电极。
(2) Tafer极化测试。采用传统的三电极体系铁碳电极为工作电极, Ag/AgCl为参比电极, 大面积铂片为对电极, 在电化学工作站上完成Tafer极化测试。
2 结果与讨论
2.1 傅里叶红外光谱测量结果及分析
采用傅里叶红外光谱, 对原水、芬顿反应后的水样和芬顿预处理-铁碳微电解水样进行了光谱分析。
由图1可看出:
(1) 由原水谱图 (a) 看出:在:871.82cm-1、1788.01cm-1、2426.45cm-1、2507.41cm-1、2763.99cm-1、3236.55cm-1峰位处有较强峰出现, 这些峰分别对应着NH2扭曲对称伸缩、酸酐羰基C=O振动或亚硝酰基N≡O振动、P-H伸缩振动、硫氢S-H伸缩振动、-CHO的CH振动和NH4+反对称伸缩振动。由此说明, 炼油废水中存在大量的NH2、S-H、P-H等基团。
(2) 由芬顿反应后的水样红外谱图 (b) 看出:在871.82cm-1、1788.01cm-1、2426.45cm-1、2507.41cm-1、2763.99cm-1、3236.55cm-1峰位与 (a) 相比出现了消失或明显的减弱, 说明这些键通过芬顿反应被破坏。
(3) NH2、S-H、P-H等基团中的中心元素N、S、P等, 都具有孤对电子。这些孤对电子在与铁元素接触后, 将迅速与Fe的4d空轨道进行键合, 牢固的吸附在Fe的表面, 形成吸附膜。从而使微电解填料发生了缓释效应, 导致铁碳微电解失效。
2.2 电化学Tafer极化曲线测试结果
为了验证炼油废水中存在引起铁碳微电解失效的基团, 采用了Tafer极化曲线来测试铁碳电极在含有炼油废水的电解液中和不含炼油废水的自来水电解液中的腐蚀电流密度, 以及自腐蚀电位变化情况见图2。
(1) 比较曲线2a与2b可以看出, 在有炼油废水存在的自来水电解液中, 其自腐蚀电位负移约58mV, 这说明铁碳微电解过程中的阴极反应受到抑制。由前面的红外图谱可以得知, 炼油废水中的含N-H、S-H、P-H的有机基团, 可以吸附在Fe的表面, 形成致密的吸附膜, 阻断了H+以及溶解氧与铁碳电极的接触, 铁氧化失去的电子无法被H+和氧顺利捕获而发生去极化过程, 因此在Fe失去的电子将在铁碳电极表面富集, 从而将铁碳电极的电位向更负的方向极化。
(2) 沿着两条极化曲线的直线部分做切线, 在腐蚀电位中轴的交点的纵坐标为铁碳电极表面交换电流密度, 这个电流密度的大小与电极表面反应速度成正比, 从曲线4a和4b中可以读出在有炼油废水存在下, 其交换电流密度为0.110mA/cm2, 而不存在炼油废水的电解液中, 其电流密度达到0.282mA/cm2, 约为前者的2.5倍, 由此说明有炼油废水存在下, 铁碳表面腐蚀速度明显下降, 从而导致其微电解能力下降。
2.3 炼油废水导致铁碳微电解缓蚀机理
炼油废水对铁碳微电解过程的影响原理如下:首先在酸性介质以及曝气条件下, 铁碳表面发生阳极过程为Fe被氧化失去电子, 同时阴极过程为氧气和氢离子得到电子, 但是在电解液中引入炼油废水后, 其中含有的氨基磷酸基、巯基的有机物将会吸附在Fe的表面, 从而在铁碳表面形成一层牢固的吸附膜, 这层吸附膜的存在将会阻断电解液中氢离子以及曝入电解液中的溶解氧与铁碳表面接触, 从而将铁碳微电解反应的阴极过程阻断。当阳极Fe失去电子后, 由于阴极过程无法发生去极化过程, 这些电子将会聚集在铁碳的表面, 使得电极电势向更负的阴极方向移动。
3 结论
研究表明:N-H、S-H、P-H基团具有很强的缓蚀作用, 当废水中含有这些基团时, 容易引起铁碳微电解失效。
参考文献
[1]Li Fan, Jinren Ni, Yanjun Wu, et al.Treatment of bromoamine acid wastewater using combined process of micro-electrolysis and biological aerobic filter[J].Journal of Hazardous Materials.2009, 162:1204~1210.
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[3]罗旌生, 曾抗美等.铁炭微电解法处理染料生产废水[J].水处理技术, 2005, 31 (11) :67~70.
[4]童晓庆.铁炭微电解一厌氧工艺处理扑热息痛生产废水试验研究[D].合肥工业大学学位论文, 2007.
[5]徐伟.强化微电解—Fenton氧化联合工艺处理石化废水的试验研究[D].哈尔滨工业大学学位论文, 2008.
铁-碳微电解法 篇2
1 微电解机理
1.1 电极反应
铁碳微电解技术又称为内电解、铁还原、零价铁法[7]、铁碳法等[8],所采用的材料是将铁屑和碳按照1∶1的比例混合,利用铁碳之间的电极电位差,形成微原电池。这些微原电池以电位低的铁作为阳极,电位高的碳做阴极,以具有一定导电性的废水充当电解质,形成无数的原电池,产生电极反应。
阳极(Fe):
阴极(C):
当有O2时:
反应过程中产生的Fe2+和原子H都具有很高化学活性,能改变废水中有机物的结构和特性,使之发生断链、开环等作用[9],将有机物进行降解。这个过程通常伴随着曝气的进行,其主要功能是对污水介质进行充氧,还能有效防止铁屑板结。
1.2 氧化还原及吸附絮凝
微电解反应生成的的新生态[H],可与废水中大分子有机物发生加成、断链及开环等发生化学反应,从而将大分子有机物转变为降解性较好的小分子有机物,从而降低废水生物毒性,提高可生化性[10—13]。同时反应产生的Fe2+经氧化还原、沉淀后形成聚合度大的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。
反应式为
2 材料和方法
2.1 试验装置
2.1.1 电解槽
电解槽的主体所选用的板材为亚克力板,密封性良好,基本无渗漏隐患,有一定耐腐蚀性、耐酸、耐碱性质,制造成本较低,操作、安装、检修方便,能满足设计需求。电解槽的装置示意图如图1,由4个侧板和一个底板拼接密封而成,板材厚度为10 mm,有效容积为600×600×600 mm3(长×宽×高)。电解槽的内部构造是由进水口处的不锈钢电极板,出水口处的不锈钢电极板,用于平分电解槽空间的不锈钢电极板(中间隔板),2块U型池隔板,2组共4块石墨电极板,4组曝气管组成。
1为进水口电极板;2为曝气管进气口;3为曝气口;4为曝气管导管;5为石墨电极;6为U型池隔板;7为不锈钢电极板(中间隔板);8为石墨电极板;9为出水口不锈钢电极板
图1中的不锈钢电极板将电解槽分成两个均等的空间,每个空间为一个U形电解池。污水通过进水口进入电解槽,在第一个U型电解池内蓄积,当水位高度达到550 mm,进入第二个U型电解池,随着进水口废水的不断进入,待整个电解槽充满,经处理后,从出水口流出。
2.1.2 曝气装置
电解槽内设计了4组曝气设备,对处理污水进行充氧,溶解氧(DO)的分布是不均匀的,位于ABS曝气口附近的DO含量比较高,距离曝气口越远,DO含量较小,可以理解为缺氧的状态,此时进行硝化、脱硝过程,既可以达到脱氮的目的也可提高污染物的沉降性能。
实验设计逆流曝气方式,可选择V-0.08/7,排气量为0.08 m3/min=4.8 m3/h,气压为0.7 MPa空压机对曝气装置进行排气,满足设计要求。
2.1.3 电极装置
电极装置主要由3块不锈钢电极板、2组共4块石墨电极板组成。不锈钢电极耐腐蚀性强,导电性能好,符合设计要求。安装不锈钢电极的同时嵌入导线,用玻璃胶密封固定,进水口电极板、出水口电极板和中间隔板的单面的面积分别为0.275 m2、0.175 m2和0.332 2 m2。采用强耐高温,导电性好,化学稳定好的石墨电极,用同样的方法粘贴石墨电极板,单面面积为0.04 m2。
2.1.4 电源设备
选用由成都理工大学信工学院开发自制的电源,输出直流电,设置正负极交换周期,性能参数如下。
(1)输出直流电压为:5 V、10 V、20 V、25 V、30 V;
(2)输出正负极交换周期为:5 s、10 s、30 s、50s、100 s;
(3)可自行设定电解时间。
2.1.5 其他设备
整体设备除了以上装置还包括贮水箱、水泵、高水位水箱、水流量计、微型电力监测仪、各种导管等组成。高位水箱置于电解槽上部,污水自然流下,通过进水口进入电解槽,待电解槽充满,再从出水口流出。高位水箱与电解槽之间安装有水流量计,用于对水流量的控制,使实验参数数量化;曝气装置与空压机相连,总导气管上安装有曝气量流量计,用于对曝气量的记录,电源连接处接有微型电力监测仪,用于功耗的记录。
2.2 实验方法
实验所用的垃圾渗滤液取自成都市唯一的一座大型生活垃圾填埋场———长安垃圾填埋场,采用自制的三维微电解设备来预处理垃圾渗滤液。
铁碳填料的体积比为1∶1,经过预处理后,直接将垃圾渗滤液注入三维微电解设备中,废水液面控制在填料床上2~4 cm。曝气采用逆流曝气方式,每组试验进行的过程中待集成设备稳定运行50 min之后于出水口取样500 m L。水质指标分析按照国家标准,采用重铬酸钾法测定COD(GB 11914—89)、采用纳什指示剂分光光度法测定氨氮(HJ535—2009)、采用稀释倍数法进行测定色度(GB11903—89)。
实验为静态实验,采用单因素控制方法,用以观察各个单因素参数对垃圾渗滤液的去除效果,即:
(1)电解电压、曝气量、水力停留时间、正负极交换周期4个影响因素保持稳定,电解时间在30min、60 min、90 min、120 min、150 min时进行实验。
(2)电解时间、曝气量、水力停留时间、正负极交换周期4个影响因素保持稳定,电解电压在5 V、10 V、20 V、25 V、30 V时进行实验。
(3)电解时间、电解电压,、水力停留时间、正负极交换周期4个影响因素保持稳定,曝气量在500L/h、1 000 L/h、1 500 L/h、2 000 L/h、2 500 L/h时进行实验。
(4)电解时间、电解电压,、曝气量、正负极交换周期4个影响因素保持,水力停留时间即通过控制流量来计算时间,在20 L/h、40 L/h、60 L/h、80 L/h、100 L/h时进行实验。
(5)电解时间、电解电压,、曝气量、水力停留时间4个影响因素保持稳定,控制电源正负极交换周期在5 s、10 s、30 s、50 s、100 s时进行实验。
3 结果与讨论
3.1 电解时间的影响
由图2可知,随着反应时间的延长,废水中的COD、NH3-N和色度的去除率也随之增加。反应时间为30~100 min之间时,COD和NH3-N去除率增加到36.7%、22.5%和56.7%;当反应时间超过100min后,COD和NH3-N的去除率增加非常缓慢,色度去除率趋于稳定。
反应时间加长,COD和NH3-N去除率迅速增加的主要机理可能是由于原电池的电极反应,反应过程中生成的二价铁离子,具有混凝沉淀作用,促进了COD和NH3-N的去除;当反应时间为100~150 min时,COD和NH3-N去除率增加减缓,可能是p H值升高以及铁屑有了一定程度的钝化,抑制了原电池的电极反应,而此时Fe3+还没有起到混凝作用。从整个过程来看,反应时间越长,废水絮凝沉淀后产生的沉渣也越多,可能会增加后续废渣处理的工作量。因此,可基本确定铁碳微电解的反应时间为100 min时,这个阶段的去除效果比较好。
3.2 电解电压的影响
由图3可知,随电解电压的增大,NH3-N和COD的去除率随之增加,色度去除率整体呈上升的趋势。当电压为30 V时,COD、NH3-N和色度的去除率达到最高值,分别为32.5%、21.6%、56.2%;当电解电压超过30 V后,COD和NH3-N的去除率趋于稳定,色度的去除效果较为明显。
电压增加,铁碳填料间孔隙提供的电解空间变大,填料和污染物质快速发生反应,溶液中NH3-N和COD的去除率呈上升趋势;当电压超过30 V时,填料床中被电解吸附的污染物质减少,电压的增加不再对电解吸附有促进作用,故去除率曲线趋于平缓,由此可以得出电解的最佳电压为30 V。
3.3 曝气量的影响
图4中,曝气量达到2 000 L/h时,COD、NH3-N和色度的去除率上升到34.8%、23.5%和57.3%;当曝气量超过2 000 L/h时,COD的去除率趋于稳定,NH3-N的去除率缓慢增长,而色度的去除率明显下降。
适当的曝气有利于COD、NH3-N和色度的脱除,这是由于获得了更多的溶解氧,使体系处于充氧的水环境。电化学反应充分。如果曝气量过大,会使得废水和填料的反应时间减少,降低了降解的效率;还有可能导致部分有机物还未被充分降解就被带走;同时产生了较多的黑色颗粒或者悬浮物,使得溶液的浊度加大,故综合考虑曝气量大小控制在2 000 L/h为宜。
3.4 水力停留时间(流量)的影响
可以通过控制流量得出水力停留时间,观察各个指标的去除效果。
当流量达到30 L/h,即停留时间为2.33 h时,COD、NH3-N和色度的去除率达到顶峰,分别为27.5%、13.1%和46.6%,其主要机理是铁离子的混凝沉淀作用,加速了三者的去除效率;当流量超过30 L/h后,COD、NH3-N和色度的去除率大幅度下降,可能是有机污染物已被彻底降解,Fe电极长时间置于有氧环境发生钝化,抑制微电解反应,使微电解产生的电附集作用逐渐减弱。从反应的整个过程来看,反应时间越长,絮凝沉淀后产生的沉渣也越多,会增加后续废渣处理的工作量。由此得出水力停留时间为2.33 h时,处理效果最佳。
3.5 极板正负交换周期的影响
通过改变极板间电压正负交换周期,探讨NH3-N、COD和色度的去除率与极板电极倒置关系,确定最佳的交换周期。
图6表示了极板间正负交换周期的变化对垃圾渗滤液指标去除率的变化规律。当周期从0 s逐渐变化至50 s时,COD、NH3-N的去除率达到最大值,分别为35.9%、22.5%,色度的除率为44.9%;当交换周期超过50s后,COD及NH3-N去除率几乎趋于平稳。色度去除率明显上升。
改变电极板正负极交换周期对渗滤液处理效果影响并没有太大的变化,对COD、NH3-N和色度的去除率影响亦不明显,可判断最佳的正负极交换周期为50 s。极板的正负极交换作用对填料的板结延缓是否具有作用还需进一步研究。
4 结论
针对垃圾渗滤液预处理系统的三维电极微电解设备,研究静态试验不同因素对污水不同指标的去除效果。试验结果表明:电解时间在100 min,电压为30 V,曝气量为2 000 L/h,极板正负交换周期控制在50 s,水力停留时间为2.33 h时,污水的COD、NH3-N、色度的去除率约在30%、20%和50%左右。
铁-碳微电解法 篇3
1 铁碳微电解原理
铁碳微电解,又称内电解、零价铁法等,是以铁屑和惰性碳(如活性炭、焦炭等构成原电池,同时涉及到氧化还原、电富集、物理吸附和絮凝沉降等多种作用[1~2]其不但可以去除部分难降解物质,还可以改变部分有机物形态和结构,而且工艺简单,操作方便。
微电解法是利用金属腐蚀原理,形成原电池对废水进行处理的良好工艺。它是在不通电的情况下,利用填充在废水中的微电解材料自身产生高低电位差对废水进行电解处理,以达到降解有机污染物的目的。
其中,铁是阳极,炭是阴极,电极反应如下:
阳极:Fe-2e→Fe2+E0(Fe2+/Fe)=0.44(V)
阴极:4H++4e→2[H]→2H2
E0(H+/H2)=0.0 0(V)
在中性或偏酸性的环境中,微电解剂本身及其产生的新生态[H]、Fe2+等与废水中的许多组分发生氧化还原反应。比如能破坏有色废水中的有色物质的发色或助色基团,甚至断链,可以脱色,降低CODC r,提高可生化性,还可以氧化金属离子,降低其毒性。活性炭除作为原电池的阴极参与电极反应外,还具有还原吸附的作用。另外,由于电池的电极周围存在电场效应,使溶液中的带电粒子在电场作用下作定向移动附积到电极上,从而去除水中的污染物。
2 铁碳微电极在废水预处理过程中的应用
2.1 在垃圾渗滤液预处理中的应用
垃圾渗滤液处理面临的主要问题是具有COD含量高,氨氮浓度高,污染物成分复杂,BOD5/COD值较低等特点,处理难度大。目前生化法运用最广泛,但由于其中含有多种有毒有害的难降解有机物,不利于活性污泥法的运行。郭鹏等[4]采用铁碳微电极-H2O2法对垃圾渗滤液进行预处理,结果表明,当PH为4,铁炭质量比为3∶1,初始pH为4,反应时间为1h,COD的去除率可达到40,继续对出水投加1mL·L-1的H2O2(30%),常温反应20min,最终COD和色度的去除率分别达到70%和90%以上,出水的可生化性由0.23增加到0.68。
2.2 医药废水预处理中的应用
医药废水含有大量的有毒难降解物质,可生化性较差,属生物难降解有机废水。杨家村[5]对医药废水利用铁碳微电解法进行预处理,运行结果表明,经处理后废水的BOD5/COD值明显提高,酸度显著下降,达到了污水二级排放标准。
2.3 印染废水预处理中的应用
印染废水具有高色度、CODC r较高、成分复杂、生化性差和处理难度大的特点,该类工业废水已成为导致水环境污染的重点污染源之一。汪永红[6]等用Fe-C-H2O2协同催化氧化体系对印染工业废水的降解脱色处理进行了研究。试验结果表明,对于色度为650度和COD为468mg·L-1的印染废水,在废水pH=4.8的情况下,当铁屑/碳粒质量比为25∶1、H2O2用量为150mg·L-1、催化反应为30min时,印染废水的脱色率达98%以上,CODC r去除率可达78%。
2.4 炸药废水预处理中的应用
炸药生产废水的主要成分是硝基苯类化合物,生物毒性大、具有“三致作用”,属我国优先控制污染物之一。此类物质结构稳定,难生物降解甚至不可生物降解,不能直接采用传统的生化法进行处理。石金晔等[7]对炸药生产废水先采用铁碳微电解法进行预处理,实验表明:微电解的pH值为3~4,停留时间为3h,铁碳比(体积比)为1∶1,微电解出水加碱调节pH值至9~10后再曝气混凝沉淀5h,系统对COD、硝基苯类化舍物、色度的去除率分别为77.8%、70.8%、95.8%。苯胺类化合物的浓度由零升至19.62mg/L,pH值由3.1升至6.9,色度由12 00倍降至50倍,达到了预处理的效果。
2.5 在电镀废水预处理中的应用
电镀企业在生产过程产生大量的电镀废水,成分复杂,含有大量的重金属如铜、铬、镍、氰化物和难降解有机物。由于各个电镀厂生产工艺和废水水质存在很大的差异,存在大量的有毒物质,要各项指标达标处理存在比较大的难度。陈欣义等[8]采用曝气式铁碳徼电解法处理电镀前处理废水,发现铁炭比为1∶1,pH3.0,反应时间为30min,气水比15∶1,CODcr的去除率达到90%左右,氰化物,重金属等指标低于检出限。
3 铁碳微电极法的不足及应用前景
铁炭微电解工艺由于诸多优点,但也存在以下不足:(1)铁炭微电解装置经过一段时间运行后,铁屑易结块;(2)电解过程中产生的沉积沉淀物会沉积在铁屑表面,使铁屑钝化;(3)铁炭微电解处理废水一般要求酸性环境,溶解大量的铁,加碱中和时产生的沉淀物多,增加了脱水工段的负担,而废渣的处理也成了问题。
因此,目前对铁碳微电解技术的研究集中于如何提高处理效率、解决填料板结及再生、扩大应用范围等方面。今后的研究主要有以下几个方面:(1)催化微电解工艺的开发。在填料中引入催化剂,以提高处理效率;(2)解决填料钝化及板结问题;(3)微电解反应是在酸性条件下进行,反应器前后调p H值较繁锁,同时加大了运行成本,需研究在中性条件下的处理技术;(4)铁碳微电解法与其他处理方法的联合应用,以发挥其协同作用,提高废水处理效率。
参考文献
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[3]杨家村.铁碳微电解—生化法处理医药废水[J].环境卫生工程,2006,14(3):56～57.
[4]汪永红,潘倩,王丽燕,等.Fe-C-H2O2协同催化氧化处理印染废水[J].生态环境学报,2010,19(6):1374～1377.
[5]石金晔,王三反,高晓东.铁碳微电解法预处理炸药生产废水[J].中国给水排水,2009,25(7):59～61.
铁-碳微电解法 篇4
易生物降解有机物 (SS) 由可直接被细胞吸收代谢的小分子有机物组成, 包括挥发性有机酸和低分子量的碳水化合物[8]。城市污水处理厂进水SS/COD在6.6%~42.3%范围内浮动[9—11], 如果SS比重较低, 将会影响污水COD的去除[12]。本文提出以SS提高率作为污水可生化性指标, 考察不同的进水p H、水力停留时间 (HRT) 和Fe/C对铁碳微电解工艺处理效能的影响, 探索铁碳微电解工艺在降低污水COD的同时能够提高SS的可能性, 为污水处理厂出水稳定达标提供依据。
1 材料与方法
1.1 试验水质
污水取自保定市某城市污水处理厂格栅间, 对污水水质指标p H、COD、SS、氨态氮 (NH3—N) 、总氮 (TN) 、总磷 (TP) 、溶解氧 (DO) 分别进行了测定, 水质测定结果见表1。试验前沉淀1 h, 上清液作为试验用水。
注:除p H外, 其他指标单位均为mg/L。
1.2 试验材料与仪器
材料:铁屑采购于天津市科密欧化学试剂有限公司, 分析纯;先用10%的Na OH溶液浸泡12 h, 除去表面油污, 再将铁屑用5%的H2SO4溶液活化30min, 随后用纯水清洗干净。活性炭采购于天津市天大化工实验厂, 粒状;使用之前用试验污水浸泡72 h, 使其充分吸附饱和, 随后用纯水反复冲洗后干燥备用[13]。
仪器:酸度计, 哈希PHC101;SHB—Ⅲ循环水式多用真空泵, 郑州长城科工贸有限公司;远红外快速恒温干燥箱, 上海跃进医疗器械厂;高温箱式电阻炉, 天津市东丽实验电炉厂;空气泵, 松宝SB—8806。
1.3 试验方法
1.3.1 易生物降解有机物的测定方法[14,15]
取100 m L水样, 加入1 m L浓度100 g/L的ZnSO4溶液, 迅速用磁力搅拌器剧烈搅动1 min, 然后用6 mol/L的Na OH溶液将混合样品的p H调至10.5左右, 静置5 min, 使其絮凝沉淀。吸取上清液, 用0.45μm滤膜过滤, 滤液COD即为总的完全溶解性COD (CODsol) 。在ASMS模型中SS与CODsol的关系可用式 (1) 表达。
式 (1) 中, CODsol为水样中总的完全溶解性COD;SI为水样中溶解性惰性COD。
通过对所研究废水进行絮凝分析可确定式 (1) 中的CODsol, 为了得到SS值, 就必须测定SI。假设进水中的SI等于污泥龄超过3 d的活性污泥系统出水中完全溶解性的COD。因为所测废水是尚未处理, 通过一个间歇运行的活性污泥系统小试装置处理所研究废水。
取容积为1.7 L反应器作为间歇试验装置。污泥取回后, 测定污泥浓度 (MLVSS) , 在试验室中进行8 h无进水曝气使污泥处于内源呼吸状态, 然后用纯水反复冲洗3~5次, 洗去污泥中残留的COD, 把污泥浓缩至4 000 mg/L, 按1∶1的比例把污泥和污水加到烧杯中, 进行3 d连续曝气, 最后测定其出水中溶解性COD, 按泥水混合比进行换算, 就可得到污水中SI值。
1.3.2 铁碳微电解试验方法
将吸附饱和的活性炭和已处理过的铁屑按照一定比例混合, 填充1.7 L反应器中, 调节污水p H, 量取1 L污水倒入烧杯中, 静置反应。反应完成后调节污水p H至7~8, 搅拌后静置0.5 h, 取上清液测定COD和SS。
2 结果与讨论
2.1 进水p H对处理效能的影响
在铁碳质量比为3∶1, 微电解停留时间90 min的条件下, 考察进水p H值对COD去除率和SS提高率的影响, 试验结果见图1。当p H值等于8时, 微电解处理效率低, COD去除率为34.1%, SS提高率仅为6.5%。随着p H值的降低, 处理效能提高, 但p H值小于4以后, COD去除率基本不变;当p H值在2和3之间, SS有一个明显上升的趋势, p H等于2时COD去除率为63.8%, SS提高率为58.4%。
铁碳微电解为酸促反应, 随着p H值的降低, 铁的腐蚀加速, 电位差增大, 原电池反应增多, 此时阳极电解产生的Fe2+和被空气氧化的Fe3+浓度增大, 可以提高絮凝效果, 从而提高COD去除率;阴极产生新生态氢[H]的浓度增大, 还原反应破坏污水中难降解物质的结构, 将其转化成易降解组分, 从而可以增大SS的提高率。因此, 铁碳微电解系统保持合适的酸性条件对去除COD和提升SS都是必要的, 综合COD去除率、SS提高率和经济因素, 确定p H值适宜值为4。
2.2 水力停留时间 (HRT) 对处理效能的影响
在铁碳质量比为3∶1, 进水p H为4的条件下, 考察HRT对COD去除率和SS提高率的影响, 试验结果见图2。随着HRT的增加, COD去除率随之提高, 当HRT大于45 min时, COD去除率曲线趋于平缓, 最大去除率为52.8%;随着HRT的增加, SS提高率随之提高, 当HRT在60和90 min之间, 有明显的增加趋势, HRT大于90 min时, SS提高率曲线趋于平缓, 最大提高率为66.2%。
随着反应时间的延长, 微型原电池的数量增加, 溶液中产生的Fe2+和Fe3+浓度增加, 利于絮凝反应, 但当Fe2+和Fe3+增加到一定浓度时, 絮凝反应趋于饱和;溶液中新生态氢[H]增多, 促使难降解有机物转化成易降解组分, 随着反应进行, 污水中难降解有机物的浓度降低, 与微电解反应速率减慢。因此, 铁碳微电解系统保持适宜的HRT对去除COD和提升SS都是必要的, 在实际工程中HRT越长, 单位体积污水的处理成本越高, 综合以上因素, 确定HRT适宜值为90 min。
2.3 铁碳质量比 (Fe/C) 对处理效能的影响
在进水p H为4, 微电解停留时间为90 min的条件下, 考察Fe/C对COD去除率和SS提高率的影响, 试验结果见图3。当Fe/C为0.25∶1时, COD去除率和SS提高率很低, 分别为6.1%和2.4%。随着Fe/C增加, 微电解处理效能提高, 当Fe/C为4∶1时, COD去除率达到最高43.4%, 随着铁碳质量比的继续增大, COD去除效果略微降低;当Fe/C为5∶1时, SS提高率最大21.6%。
铁屑质量较少时, 铁屑与活性炭的接触面积小, 发生原电池反应的数目就相应较少, 因此在低Fe/C时, COD去除率和SS提高率都较低。当Fe/C增加到5时, 部分铁屑直接与溶液中的H+反应, 导致溶液p H值升高, 抑制微电解处理效能, 溶液中Fe2+和Fe3+浓度比Fe/C为4时的浓度小, 进而导致COD去除率有降低趋势;当铁屑不断增加时, 铁屑与活性炭的接触面积不断增大, 原电池反应的数目就相应增多, 溶液中[H]浓度增大, 不断促使难降解有机物转化成易降解组分。因此, 综合COD去除率和SS提高率, 处理该污水较理想的Fe/C为4∶1。
2.4 最佳工况下铁碳微电解系统效能研究
在p H为4, HRT为90 min, Fe/C为4∶1的条件下, 考察铁碳微电解系统的效能, 结果见表2。在最佳工况下, COD的去除率为51.8%, SS的提高率为35.4%, 说明铁碳微电解系统去除效能较高, 并使污水可生化性得到明显提高。
模拟污水处理厂工艺 (进水→初沉池→好氧生物处理→二沉池→出水) , 取污水厂初沉池出水, 在实验室进行6.5 h曝气处理, 沉淀1 h后测定上清液COD值为77.4 mg/L;同时, 对初沉池出水在上述最佳工况下先进行微电解, 再同上进行曝气、沉淀处理后, 测定上清液COD值为48.9 mg/L。说明提高SS有利于污水处理厂出水COD达标。
3 结论
受试污水取自保定市某城市污水处理厂, 由于近年来工业废水排入比例增加, 且污水厂出水要达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准 (COD值50 mg/L) , 常规的生物处理方法很难满足出水排放要求;试验污水中SS含量较低, 铁碳微电解工艺在去除COD的同时可以有效提高SS的含量, 有利于污水厂出水COD达标;选用SS提高率作为污水可生化性指标有助于判断工艺条件的可行性, 为污水可生化性判定指标的选择提供了新的参考和指导。
摘要：污水厂进水易生物降解有机物 (S S) 含量低时难以保证污水处理效率, 主要针对提高S S方法进行研究。采用铁碳微电解法作为污水的预处理工艺, 考察不同pH、停留时间和Fe/C比对微电解系统处理效能的影响。结果表明, 在进水pH为4, 停留时间为90 min, Fe/C为4∶1时, S S提高率为35.4%, COD去除率为51.8%。模拟污水厂处理工艺, 二沉池出水COD值为77.4 mg/L, 增加铁碳微电解系统后二沉池出水COD值为48.9 mg/L。