磷酸盐处理(精选10篇)
磷酸盐处理 篇1
木质材料以其独特的材料性能和优良的环境学特性被广泛用于国民经济的各个领域, 但木材又是可燃性材料, 而大多数建筑物火灾都是室内装饰材料引燃和蔓延所致。胍基磷酸盐是优良的阻燃剂, 尤其适合于木材的阻燃处理。胍基磷酸盐是一种水溶性的、能自身发泡膨胀的阻燃剂, 用于膨胀型阻燃剂配方中, 可同时充当酸源和气源, 起到双重作用。目前欧美及日本已实现胍基磷酸盐的工业化生产, 国内尚无工业化生产的报道。
笔者利用氧指数测试、热失重分析和对燃烧后的成炭层进行显微观察来判断木材在实际火灾中的阻燃性能, 并对阻燃处理后试样的力学性能进行了测试。
1 试验材料与方法
1.1 试验材料
杉木:绝干密度0.37 kg/cm3。
胍基磷酸盐:参照Cummins的合成方案, 在常压下, 将等摩尔量的磷酸与二氰二胺加入到装有一定量的蒸馏水的反应器中, 在搅拌过程中升温至90~110 ℃, 在该温度下保温10~40 min;继续快速升温至200~280 ℃, 然后加入催化剂和消泡剂, 再在200~280 ℃下保温1~5 h, 并持续搅拌, 直至反应物不明显发泡, 且粘度降至8 Pa·s以下, 加入一定量的去离子水溶解胍基磷酸盐, 经冷却、过滤和干燥, 即得胍基磷酸盐, 此胍基磷酸盐是磷酸一氢胍和磷酸氢二胍混合物。合成反应方程式为:
将胍基磷酸盐固体阻燃剂产品用蒸馏水在室温下配制成质量分数为5%~30%的溶液供阻燃处理用。
1.2 试验方法
试件处理: (1) 将试件进行室干; (2) 将试件置于处理罐内密封; (3) 将处理罐抽至0.04 MPa的真空度并保持3 h; (4) 真空状态下向处理罐中注入一定浓度的阻燃液, 然后对处理罐加压, 使压力达到1.0 MPa, 并保压2 h; (5) 卸压, 将试件从处理罐中取出; (6) 试件气干, 调整含水率至10%左右备用。
试验设备及方法条件: (1) 极限氧指数试验:HC-2型氧指数测定仪; (2) 热重分析试验:热重试验在15 ℃/min的升温速率条件下, 温度范围为50~800 ℃, 气氛为静态空气, 天平保护性气体为流量30 mL/min的氮气, 取样品10 mg左右, 采用HTG1/2型热重分析仪进行热重分析实验; (3) 扫描电镜试验:将木材试样分别用电阻炉加热到600 ℃, 将其残炭分别镀金后在M306686扫描电镜下进行显微观察; (4) 力学强度试验:Instron电子万能材料试验机; (5) 抗弯强度:试验按《木材抗弯强度试验方法》 (GB 1936.1) 进行, 试样为杉木素材和阻燃处理材各一组, 10 件/组, 尺寸为300 mm×20 mm×20 mm, 长度为纵向; (6) 顺纹抗压强度:试验按《木材顺纹抗压强度试验方法》 (GB 1935) 进行, 试样为杉木素材和阻燃处理材各一组, 15 件/组, 尺寸为30 mm×20 mm×20 mm, 长度为纵向。
2 试验结果与分析
2.1 极限氧指数
极限氧指数 (LOI) 定义为在规定条件下, 试样在氮、氧混合气体中, 维持平衡燃烧所需要的最低氧浓度 (体积百分数) 。测试材料的氧指数越高, 表明该材料的阻燃性越好。测试结果如图1所示。
由图1可知, 木材试样的LOI值随胍基磷酸盐质量分数的增大而增加, 当质量分数为22%时, 试样的LOI值达到了41;当质量分数达到28%时, 试样的LOI值达到了53, 而未处理木材的LOI值在17左右, 这说明经过胍基磷酸盐阻燃处理的木材有良好的阻燃性。通常情况下, 当木材的氧指数达到32, 即可通过GB 8625-88检测, 达到B1级 (难燃级) 要求。
2.2 热失重分析
图2是未处理木材和经两种不同质量分数处理液阻燃处理木材的热失重分析, 由图2可以看出, 经胍基磷酸盐处理后木材的高温残炭量远高于未处理木材, 而且随阻燃处理液质量分数的增加, 残炭量明显增加。可见胍基磷酸盐能有效地减少可燃性挥发物的生成量, 加热时通过放出二氧化碳、氮气、氨气及水蒸气等不燃或难燃气体稀释木材热解产物, 使之不易燃烧, 从而抑制木材的有焰燃烧, 控制火势蔓延。
2.3 扫描电镜分析
图3是各种试样燃烧后的扫描电镜照片。由图3可以看出, 未阻燃处理的试样燃烧后炭层疏松, 孔隙较大;而经胍基磷酸盐处理后试样的残炭表面覆盖了一层膨胀的炭层, 且呈蜂窝状, 孔隙致密, 起到较好的防火隔热作用, 这是由于胍基磷酸盐在高温下分解生成的磷酸对木质纤维素有明显的脱水炭化作用, 促进了残炭形成所致。另外, 胍基磷酸盐分解生成的NH3和CO2等不燃气体稀释了氧气浓度, 起到了稀释阻燃作用, 同时对焦炭有明显的吹胀作用。
a-未阻燃处理;b-10%质量分数处理;c-15%质量分数处理;d-20%质量分数处理
2.4 力学性能
图4为未处理木材试样、不同质量分数胍基磷酸盐阻燃液处理后木材试样的力学强度变化图。由图4可知, 胍基磷酸盐阻燃液阻燃处理不会使基材发生明显降解, 顺纹抗压强度指标还有小幅度上升, 这是因为阻燃处理后基材质量增大、密度增加。由于阻燃液是酸碱性温和的阻燃剂, 主要活性物质为胍基磷酸盐, pH在6左右, 相当于基材本身的酸碱性, 且粘度低, 基材处理在常温下进行, 处理液对基材原有物质无明显的溶出或分解作用, 不会使木材因发生明显降解而降低其强度, 因而该新型阻燃液处理的阻燃木材在生产和使用过程中能保持原有的力学性能。
3 结 论
利用不同质量分数的胍基磷酸盐阻燃液对杉木试样进行阻燃处理, 并进行了试验研究, 得到如下结论:
(1) 胍基磷酸盐对杉木有明显的阻燃作用, 可显著提高该木材的极限氧指数;
(2) 胍基磷酸盐能显著促使杉木试样在高温下成炭, 剩炭率与质量分数呈正比关系;
(3) 从成炭层的显微结构可以看出, 胍基磷酸盐能够促使试样在高温下形成蜂窝状炭层;
(4) 胍基磷酸盐对被处理试样的力学强度基本无不良影响。
摘要:利用胍基磷酸盐对杉木试样进行阻燃处理。对处理样品进行氧指数测试、热失重分析、显微观察和力学性能试验。结果表明, 胍基磷酸盐对杉木有明显阻燃作用, 使杉木样品在高温下形成蜂窝状炭层, 且随力学强度无不良影响。
关键词:阻燃剂,阻燃材料,氧指数
参考文献
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[3]王清文, 李坚.用热分析法研究木材阻燃剂FRW的阻燃机理[J].林产化学与工业, 2004, 24 (3) :37-41.
[4]Richard W Cummins.Robert J Fuchs.James L Thomas.Preparation of guanidine phosphate for hardboard flame retardantuse[P], US4273687.
磷酸盐处理 篇2
单质铁强化生物还原法处理硫酸盐废水
为提高生物法处理酸性硫酸盐废水的效果,采用间歇试验对生物还原体系的特性进行了研究,重点考察了加入单质铁(Fe0)对硫酸盐还原反应的强化作用.结果表明,pH>6.5的中性偏酸环境最适合硫酸盐还原菌(SRB)的生长代谢,降低pH值会抑制反应的进行,且初始pH值越低则抑制作用越强.Fe0对硫酸盐还原过程有强化作用,可使体系承受更大的酸性负荷,并明显缩短了反应延迟期,但是对硫酸盐的`还原反应速度、最终去除量和还原率几乎没有影响.废水pH值随着硫酸盐还原反应的进行而提高,经过SRB处理后最终可达7.0以上.加入Fe0的体系进行硫酸盐还原反应所消耗的COD较少,△COD/△SO2-4 为0.91~0.98.
作 者:冯颖 康勇 范福洲 孔琦 FENG Ying KANG Yong FAN Fu-zhou KONG Qi 作者单位:天津大学,化工学院,天津,300072刊 名:中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名:CHINA WATER & WASTEWATER年,卷(期):200521(7)分类号:X703.1关键词:酸性硫酸盐废水 硫酸盐还原菌 单质铁
磷酸盐处理 篇3
产品的外观通常是消费者选择所需产品的依据之一,尤其是瘦肉产品,生产者要保证所加工产品在贮藏和零售期间产品品质的稳定,其中两个重要的因素就是颜色和包装,产品的包装在维持产品的稳定性和防止褪色方面发挥着重要作用。中国科学家在其研究中发现,当牛排样品的初始呈色物质为脱氧肌红蛋白时,真空包装后的颜色呈现暗红色,而在真空包装前喷洒亚硝酸钠的样品,由于亚硝酸盐的作用形成了氮氧基肌红蛋白,而呈现为诱人的鲜红色。经高质量浓度(400~1 000 μg/mL)喷雾的样品,由于形成了氮氧基血色素,在烹饪时会呈现类似火腿的鲜红色,而这个颜色并非是牛排加工后的正常颜色,可能会给消费者带来加工上的误解;而当用低质量浓度(100~350 μg/mL)亚硝酸盐喷雾处理时,颜色则明显下降,即使是对350 μg/mL亚硝酸盐喷雾的样品加工时,也会呈现可以接受的棕色,喷雾后的样品亚硝酸盐的残留量非常低,一般小于1 μg/mL。加工时就喷雾处理将表层颜色呈现为红色的样品,在1 ℃、21 d的贮藏期间,有较强的颜色稳定性,所以对真空包装牛排进行亚硝酸盐喷雾处理的最适质量浓度为250~
350 μg/mL。(预发表于2015年1月Meat Science)
磷酸盐处理 篇4
1 方案的提出
炉水磷酸盐处理主要存在以下问题:一是发生磷酸盐暂时消失现象。在机组负荷剧烈波动的情况下, 采用磷酸盐处理的炉水会发生盐类暂时消失现象, 即负荷急剧降低时, 会出现暂时消失的盐类回溶, 炉水磷酸盐含量上升明显, 炉水p H大幅度下降。工况相反, 当急剧提升负荷时, 炉水磷酸盐含量大幅度下降, 甚至测不出, p H明显升高。炉水在变动负荷下的盐类暂时消失与盐类回溶都会导致磁性氧化铁保护层的溶解, 使炉管腐蚀加剧。发生磷酸盐暂时消失现象的主要条件是磷酸盐在炉水中的含量与产生酸性磷酸盐腐蚀。酸性磷酸盐腐蚀经常发生在汽水冷却不正常或有汽囊的部位, 根据研究测试数据表明, 加入Na2HP O4是发生酸性磷酸盐腐蚀的直接原因, 如果不采用加Na2H PO4的处理方式, 一般就不会发生酸性磷酸盐腐蚀。另外与热负荷, 炉管表面清洁程度有很大关系。
起初我厂采取与大多数电厂相同的协调p H—磷酸盐的炉内处理方式。由于机组经常参与调峰, 负荷变动大。负荷升高时, 由于水渣的客观存在, 水循环阻力增大, 循环流量减小, 水冷壁热负荷高的区域发生膜态蒸发, 导致磷酸盐隐藏现象的发生。另外, 锅炉中金属氧化物 (Fe, Cu) 在高温炉水中与Na3PO4发生反应, 进一步加剧了磷酸盐隐藏现象。满负荷时PO43-小于1pp m。低负荷时窜到20~30mg/L。200MW锅炉的炉水温度一般超过300℃以上, 这时Na3PO4的溶解度是很小的。所以极易在高热负荷的炉管内达到饱和。
随着机组参数的提高及传热的强化, 锅炉腐蚀明显增多。在我国的火电厂中, 最普遍采用的是热力系统碱性水运行方式。在此工况中, 给水系统中加入氨和联氨对调节水汽系统的PH、去除给水经除氧器后的残留溶解氧、降低钢铁部件的氧腐蚀能起到积极的作用。但由于氨的挥发性大、其分配系数气相明显高于液相, 使炉水中的p H难易维持在碱性工况。汽包锅炉炉水处理使用“协调—p H磷酸盐处理”方式, 机组的炉管沉积率比较大, 特别是670t/h的汽包锅炉。还需要降低炉管的沉积率, 否则, 沉积因其传热不良导致炉管金属超温过热以致损坏, 另外易溶盐与管壁上的其他沉积物发生反应, 生成复杂的难溶水垢, 并加剧水冷壁的结垢与腐蚀过程。低磷酸盐加氢氧化钠对炉水进行处理, 可以控制炉水的PH值, 使炉管的沉积物减少, 因此是一种比较好的炉内处理方式。
2 应用低磷酸盐加氢氧化钠对炉水进行处理
2010年3月我们开始采用低磷酸盐加氢氧化钠的方式对2台锅炉炉水进行处理。控制炉水PO43-在0.5~3.0 m g/L;p H为9.2~9.6, 期望值为P O43-在0.5~1.5 mg/L;p H为9.3~9.5。
实际运行中, 控制炉水PO43-在0.5~2.0 mg/L (多数在1.0 mg/L左右) ;酚酞碱度为15~25μmol/L, 此时炉水p H为9.2~9.5, 电导率在20-40us/cm。水质能控制在PH9.2~9.5, PO43-1~2mg/L, 电导<40us/cm。经过水质控制, 游离Na OH满足<0.8mg/L, 多数<0.4mg/l的指标要求, 实现了既防腐蚀, 又防结垢的预期目的。由于是低磷处理, 药品消耗也降低。
3 加强炉内低磷酸盐处理工艺的管理
(1) 配制合适的加药浓度。当炉水控制的磷酸根浓度下降后, 药箱中配制的药液浓度也要对应降低。采用分析纯后, 理论药液浓度为0.02%。
(2) 采用纯度高的磷酸三钠。与协调磷酸盐处理工艺对比, 采用低磷酸盐处理工艺后, 炉水中控制的磷酸根浓度很快下降。故优化了炉内处理工艺, 即节约可观的药品费用。到磷酸根浓度降低后, 炉水的缓冲性也大幅度下降, 当采用低磷酸盐处理工艺后, 首选要保证炉水的清洁度, 避免外界杂质对炉水的污染。为此对加入的炉水校正药品必须保证一定的纯度级别。
(3) 注意机组调峰及启停时的水质控制。机组在启停过程中, 负荷波动较大, 如磷酸盐浓度控制不好, 导致发生盐类暂时消失现象, 给炉管带来腐蚀危险。启动时, 负荷上升, 如炉管沉积物较多, 易于发生测不出, 停炉时, 负荷降低, 有可能发生沉积的磷酸盐回溶, 使磷酸根不断增加, p H急剧下降。针对上述情况, 要通过试验采取措施:启动时, 苛性钠的加入量随之增加。停炉时, 提前停加或少加磷酸三钠;这当中的关键是通过调整保证炉水的PH值合格。机组正式投产至今, 一直存在炉水磷酸根含量2~3mg/L (高限运行) , p H值9~9.2 (低限运行) 的问题, 而其它水质指标合格。而且其它水质指标合格及设备达到低磷酸盐。
4 加氢氧化钠处理方式调整的工艺优化条件
(1) 2#机组凝汽器为不锈钢管, 泄漏率低。
(2) 凝结水产水电导合格。
(3) 机组无频繁启停, 较长时间停备用情况。
(4) 给水氢电导小于0.2μs/cm。
5 低磷酸盐加氢氧化钠处理方式的优点
(1) 炉水电导率急剧下降。
由于水质改善, 加药量减少, 炉水的电导率从以往的 (单独低磷酸盐处理时) 50μs/cm以上下降到20~40μs/cm之间, 说明炉水含盐量有所下降, 对降低水冷壁管的沉积物有益。
(2) 水质控制简易、稳定。
(3) PH控制波动范围小、稳定。
由于PH偏低且不稳定, 为了控制p H、PO43-均在正常范围内, 常常顾此失彼, 现因p H稳定, 只要实现适当调整加药泵行程, 配好的加药浓度即可。
(4) 机组启动时, 合格水质需时少。
过去机组启动, 蒸汽品质合格要较长时间, 炉水p H有时偏低, 锅炉点火后会因水质不合格而不能进行冲转, 现机组启动不会因水质问题而延误冲转。同时锅炉排污水量大大减少, 达到了节能降耗的目的。
(5) 配药操作简易、加药量少。
由于需要少量加药, 所以采用氢氧化钠及分析纯的磷酸三钠代替工业纯的磷酸三钠, 使炉水含盐成份减少, 配药更加简易方便。
6 结论
采用低磷酸盐加氢氧化钠的处理方式运行两年多来, 证明用低磷酸盐加氢氧化钠的处理方式可以减少水汽系统的含盐量, 适中的氢氧化钠不但不会引起苛性脆化, 也可以提高保护膜的稳定性、减轻机组停运中的金属腐蚀损坏, 防止锅炉的酸性腐蚀。也说明炉水水质控制方法简单, 水质有所好转, 整个系统的硅、铁含量有所下降, 也减少了机组启动冲洗时间, 冷、热态冲洗时的含铁量也明显降低。
参考文献
[1]许佩瑶.火电厂应用化学[M].中国电力出版社, 2007.
[2]宋叶林.化学水处理技术问答[M].中国石化出版社, 2008.
[3]李培元.火力发电厂水处理及水质控制[M].中国电力出版社, 2000.
磷酸盐处理 篇5
摘要:在监测污水处理厂活性污泥系统的状态,控制其运行时,选用三磷酸腺苷(ATP)作为活性污泥系统微生物活性的.指标,并系统考察了环境因素、负荷等对ATP的影响.实验结果表明,ATP能快速、准确地反映污泥的活性,该指标在污水厂的运行控制中有良好的应用前景.作 者:宋殿军 作者单位:大庆中蓝石化有限公司环保节能处,黑龙江,大庆,163713期 刊:黑龙江科技信息 Journal:HEILONGJIANG SCIENCE AND TECHNOLOGY INFORMATION年,卷(期):,“”(3)分类号:X7关键词:活性污泥法 微生物活性 三磷酸腺苷
磷酸盐处理 篇6
国电双鸭山发电有限公司是凝汽式火力发电厂, I期工程装有两台国产N-200-130-535/535型汽轮机, HG-670/140-11型锅炉配套机组, II期工程装有两台引进前苏联生产的21万千瓦时汽轮机发电机组, 配套锅炉为TПE-215/AC型单汽包自然循环锅炉, 锅炉的补给水为二级除盐水。
由于炉水中的磷酸盐含量高容易发生局部浓缩沉积和隐藏现象[1], 对锅炉安全运行危害很大, 为了减缓和消除磷酸盐的“暂时消失”现象[2], 减轻锅炉水冷壁酸性腐蚀破坏, 提高机组整体运行的经济性和安全性, 对四台机组进行了炉水低磷酸盐处理调整试验。
1 低磷酸盐处理调整试验
1.1 锅炉启动时的化学监督
在锅炉启动阶段应控制炉水的PO43-在3~5mg/L。根据水质情况, 若炉水PO43-上升和pH下降, 需辅以NaOH处理, 以确保启动时水汽品质合格, 并调整连续排污或加强定期排污。
1.2 炉水低磷酸盐处理工况下的运行规范正常运行时, 维持炉水的浓度为1~3mg
L, 最佳保持在2mg/L, 炉水pH维持在9.0~9.5, 炉水SiO2质量浓度应小于或等于0.8 mg/L, 为维持炉水的pH值, 在浓度降低后, 还要辅以NaOH处理。控制给水加氨量, 使给水pH值控制在8.8~9.1, 最好保持给水pH值低限运行。加强凝结水监测, 以确保凝汽器不漏。若发现凝汽器泄漏, 应加大磷酸盐的加入量, 并调整连续排污或加强定期排污。
2 蒸汽品质及经济性比较
2.1 蒸汽品质分析
#1、3机饱和蒸汽Fe和Na低磷酸盐处理前、后饱和蒸汽Fe和Na的含量见图1-图4。
从#1、3机饱和蒸汽Fe和Na低磷酸盐处理前、后对比可以看出, 采用低磷酸盐处理后, #1、3饱和蒸汽Fe和Na含量均呈下降趋势。
#1、2炉过去排污门的开度为50~80%, 锅炉排污水流量约为5~8m3/h, 排污率约为0.6%~1.0%, 采用低磷酸盐处理后#1、#4锅炉的排污水流量为2m3/h左右, 排污率约为0.3%。
2.2 经济效益分析
若4台锅炉排污率的降低以0.3%考虑, 可计算由此节省的燃煤及除盐水费用合计, 每台机组每年可节省费用约为20.58万元, 4台机组每年可节省82.32万元。由于热力系统水汽质量提高, 减缓了设备腐蚀和结垢的速度, 使机组能够安全经济运行, 所带来的隐性效益非常可观。
3 运行中存在的问题及改进
目前炉水低磷酸盐处理仍然为人工控制, 间断进行加药, 即根据锅炉水中的磷酸根离子浓度和pH值, 人工调节加药量, 控制精度低, 锅炉水中磷酸根离子浓度和pH值的稳定度差。如果能在化验站安装交流变频式自动加药控制装置, 低磷酸盐处理的经济性会更好。
参考文献
[1]陈振华.炉水低磷酸盐处理在电厂的应用[J].电力技术2002, (6) .
磷酸盐处理 篇7
镁合金具有优异的理化性能, 用途较广。但是, 镁是极活泼的金属, 耐蚀性极差, 制约了其应用[1,2,3,4]。因此, 镁合金作为结构材料使用时必须进行适当的表面处理, 以提高其耐蚀性[5,6]。通过化学转化膜处理, 可以在镁合金表面形成一层附着力良好的难溶化合物膜层, 该膜层能保护镁合金不受水及其他腐蚀性环境的影响, 同时还可以提高后续涂层的附着力[7]。
金属材料经库存防锈和各种加工过程, 表面会黏附防锈油、切削油、抛光膏等油污, 所以在化学转化膜生成之前必须彻底除去, 以保证基体表面清洁。
本工作以AZ91D为研究对象, 采用磷酸盐化学转化膜处理工艺, 研究了预处理对磷酸盐化学转化膜层的表面形貌、物相和耐腐蚀性能的影响。
1试验
1.1材料和工艺流程
采用压铸AZ91D镁合金, 成分为7.50%~9.00%Al, 0.20%~0.80%Zn, 0.15%~0.50%Mn, Si≤0.25%, Fe≤0.08%, Cu≤0.10%, Ni≤0.01%, 其他杂质≤0.02%, 余量Mg。试样尺寸为100 mm×50 mm×3 mm和15 mm×10 mm×5 mm。
试样先经240, 400, 800, 1 200目砂纸依次打磨, 以除去表面缺陷, 然后在超声波作用下用工业酒精洗净。
工艺流程:打磨→水洗→预处理→水洗→化学转化成膜处理→水洗→干燥。
1.2预处理工艺
为了使后续生成的化学转化膜层有良好的附着力和防护性能, 必须保证试样基体表面尽量清洁。通常, 打磨后的试样表面还残留少量油脂, 本研究采用4种不同的预处理方案予以去除 (预处理方案见表1) 。
1.3化学转化膜处理工艺
化学转化膜处理工艺:4~30 mL/L H3PO4 (ρ=1.75 g/cm3) , 10~70 g/L Ba (H2PO4) 2, 1~13 g/L NaF, 少许成膜剂, 20~98 ℃, 2~30 min。
2结果与讨论
2.1化学转化膜层表面形貌
图1为不同预处理方案生成磷酸盐转化膜层的表面形貌。从图1可知, 经方案1处理的试样 (图1a) 裂纹较多, 但裂缝不大, 从整体看光滑、平整、细致;经过方案2和3 (图1b、1c) 处理的膜层表面很粗糙, 凹凸不平;没有经过预处理的 (图1d) 膜层不仅表面粗糙, 凹凸不平, 而且显微裂纹很大, 膜层有剥落的现象, 说明化学转化膜层的附着力很差。由此可见, 经过预处理生成的膜层质量比没有经过预处理的要好, 而且从表面形貌上看, 方案1的预处理效果要比其他2种更理想。
2.2化学转化膜层物相
图2是经4种预处理方案后生成的磷酸盐膜层的XRD谱。
由图2可知, 经过不同预处理的转化膜所含结晶态的相有相同的部分, 也有不同的部分, 衍射图谱中都存在漫散射峰, 说明转化膜中存在非晶态相。磷酸盐膜层的相组成主要为Mg、MgO和一些无定形相。图2d试样中含镁相较多, 可能是磷酸盐转化膜不完整, 试验过程中检测到的区域大部分为镁基体造成的。由此可见, 没有经过预处理生成的磷酸盐膜层更不完整、不均匀。
2.3化学转化膜层耐盐水浸泡测试
配制pH=7的5%NaCl溶液4份, 将4种不同的预处理方案后生成的磷酸盐膜试样分别放入4组腐蚀液中, 在室温下每隔2 h观察1次。磷酸盐膜层开始腐蚀的时间分别为37.0, 7.5, 19.0, 6.0 h, 由此可见, 方案1的磷酸盐膜层耐腐蚀性最好, 方案3次之, 而没有经过预处理的 (方案4) 耐腐蚀性最差。
3结论
(1) 经过预处理后的磷酸盐膜层表面形貌要比没有经过预处理的要好, 而且经过预处理方案1 (NaOH脱脂、HF、C2H6O2酸洗以及NaOH碱洗) 后的膜层表面形貌和耐蚀性要比其他2种更好。
(2) 4种方案的预处理生成的磷酸盐转化膜层的相组成基本相同, 主要为Mg、MgO和一些无定形相。
参考文献
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高铁酸盐(Ⅵ)在水处理中的应用 篇8
在水处理和污水处理中所使用的絮凝剂和氧化消毒剂种类很多。常见的絮凝剂包括硫酸铁、硫酸铝、氯化铁等,而消毒剂主要有氯气、次氯酸钠、臭氧等。随着水污染的严重、城市供水标准的提高以及污水排放标准的严格,为得到高品质处理水需要发展更多更有效的水处理化学试剂[2]。理想的水处理剂应该能够杀死水中的微生物、部分降解和氧化水中的有机或无机杂质、消除水中的胶体或悬浮粒子以及水中所含有的重金属离子。高铁酸盐是一种非常可能同时满足这些要求的化学处理剂。高铁酸根离子的分子式为Fe O42-,具有非常强的氧化能力。在酸性条件下,高铁酸根离子的氧化能力要强于臭氧,其氧化能力要强于目前在水和污水处理中所使用的水处理剂。此外,在氧化还原过程中,高铁酸根离子被还原为三价铁离子或氢氧化铁产物,这使其在氧化还原的过程中同时具有了絮凝作用[3]。本文将讨论高铁酸盐的制备以及其在水处理中的一些应用,并对这一化学试剂所存在的问题作一介绍。
1 制备方法
虽然由于有非常特殊的颜色,高铁酸盐在300年前就已经被人们所观察到,但其化学性质直到19世纪末才开始得到比较全面的认识。从此时起各种各样的方法被用来制备高铁酸盐,通常来讲,有三种比较常见的制备方法:1)在强碱和氧气条件下将含氧化铁矿石加热熔融的干法氧化法;2)以铁或铁合金作为电极、氢氧化钠或氢氧化钾作为电解质的电化学氧化法;3)使用次氯酸或氯气作为氧化剂的湿法化学氧化法,从三价铁离子向高铁酸根离子的氧化反应[4]。
1.1 干法氧化法[5]
干法氧化法是一种古老的制备方法,这一方法由于在焙烧时存在爆燃的可能,其制备是非常危险和困难的。近来对这一方法也进行了深入的研究。高铁酸钠或钾可以在无水无二氧化碳氧气条件下通过氧化铁和过氧化钠或钾的混合物在350℃~370℃下烧结制备,这种产物被认为是主要含有Fe O52-,当这种产物溶于水后,立即水解产生四面体Fe O42-离子,形成红色的水溶液,其反应式如下:
1.2 电化学法[6]
电化学法使用铸铁作为阳极,高浓度氢氧化钾作为电解液,铁被溶解后进而氧化为Fe O42-,直接形成K2Fe O4。其反应方程式为:
其中,电流强度、电极组成以及电解液种类和浓度都对反应的产率有显著的影响。文献中得到的最大产率为40%,电流强度为3 m A/cm2,电解液温度为30℃。同时研究还发现阳极材料中的碳含量增加有助于产率的增加。
1.3 湿法化学法[7]
湿法化学法是在强碱性条件下将三价铁离子溶液氧化为高铁酸根离子溶液。由于高铁酸根溶液非常容易分解,因此要得到固体产物需要一个十分严格的沉淀、洗涤和干燥的过程。即使在饱和碱溶液中高铁酸盐也具有非常高的溶解度,因此在分离过程中常常会得到含有碱的固体产物,这使制备高纯度铁酸盐产品非常困难。文献[8]报道的湿法化学合成中得到的产物纯度为质量百分比41.8%。
湿法化学法从20世纪50年代就已经开始研究,这一方法主要步骤是在氢氧化钠存在的条件下将三氯化铁用次氯酸钠氧化为高铁酸盐,再加入氢氧化钾将高铁酸钠从溶液中沉淀出来。其基本反应方程式如下:
使用这一方法可以得到较高纯度的高铁酸钾,但收率只有10%~15%。随后的研究表明,用钾代替氢氧化钠虽然使产品纯度略微降低,但可以大大提高产品收率,并能缩短反应时间。
高铁酸钠(Na2Fe O4)和高铁酸钾(K2Fe O4)是两种能够用于水和污水处理的高铁酸盐。由于铁酸盐水溶液稳定性比较差,实际使用中制备固体高铁酸盐是非常必要的。高铁酸钠是比较特殊的铁酸盐,其在饱和氢氧化钠溶液中仍然有很好的溶解性,使用湿法化学法制备存在很大的困难。所幸高铁酸钾不溶于饱和氢氧化钾溶液,可以通过在饱和氢氧化钾溶液中的沉淀得到固体高铁酸钾,这提供了在水处理中大规模使用铁酸盐的可能性。从对制备方法的分析中可知,要保证得到较高纯度的固体高铁酸盐需要满足几个生产条件,但即使生产条件得到满足,生产工艺中对产物纯度的影响因素仍然很多,比如使用电化学法时电极组成、使用湿法化学法时的反应时间、反应温度以及分离过程等。用这些方法所得到的产物含有比较多的杂质,如碱、含氯盐以及铁氧化物等,这些杂质的存在使铁酸盐非常容易分解。湿法化学法的另一个缺陷是生产过程中使用了次氯酸盐,生产过程中产生氯气从而对环境可能造成危害。因此,生产过程和工艺需要严格控制。考虑到目前已知生产工艺所存在的问题,开发一种新的生产工艺使铁酸盐在水处理中能更经济地得到大规模应用是非常必要的。
考察高铁酸盐的稳定性不仅有助于合成工艺的优化,也对高铁酸盐在水处理中的应用十分重要。详细研究高铁酸盐在各种条件下的稳定性及其与其他水处理化学试剂的配伍性也是研究高铁酸盐在水处理应用的一个重要方向,对这一方向的深入研究对这类试剂的实际应用将起到重要影响。
2 高铁酸盐在水和污水处理中的应用
作为一种双功能水处理剂,高铁酸盐的使用可以简化水处理过程,具有十分明显的优势,如使用单一试剂、低化学试剂用量、成本低廉、产生较少的污泥,并且可以避免产生有毒物质。因此,高铁酸盐在水及污水处理上具有显著的实际推广应用价值。
2.1 高铁酸盐对无机/有机杂质的氧化
在酸性(p H≤2)条件下,高铁酸盐的氧化能力要强于目前在水/污水处理工业中所用到的氧化剂或消毒剂。大量的研究已经表明很多有机杂质能够被高铁酸盐所氧化。在这些研究中涉及到的有机物包括:乙醇、羧基化合物、氨基酸、酚、二醇、有机含氮化合物、有机硫化合物、亚硝胺类化合物等等。对这些有机物的氧化程度显著地依赖高铁酸盐使用剂量,稍过量的高铁酸盐用量能更有效地将有机物氧化去除。在一个研究报道中,在p H值小于8时用高铁酸盐分别氧化四种有机物,分别是苯、氯苯、烯丙基苯和苯酚,最大的氧化百分比分别是18%~47%,23%~47%,85%~100%和32%~55%,当高铁酸盐与有机物比为3∶1~15∶1时,高铁酸盐的氧化效率最高[9]。
高铁酸盐也能够对水中所含无机物进行氧化,在p H值为8~12,温度为15℃~30℃,高铁酸盐与杂质比大于1时,对水中的氨可以氧化掉22%,同时可以全部将水中的硫化氢去除。而对家庭生活废水的处理中高铁酸盐的使用量可以非常低,当使用高铁酸盐(浓度为10 mg/m L)处理总有机碳(TOC)为12 mg/m L和生化需氧量(BOD)为12.8 mg/m L的生活废水时,大约95%的BOD和35%的TOC可以被去除,以上数据不包括高铁酸盐的絮凝作用,如果将这一点考虑进去,其对BOD和TOC的总脱除率将更高[9]。
近年来人们已经认识到在用含氯试剂的水处理中,挥发性三卤甲烷(THMs)和难挥发性卤乙酸(HAAs)被认为是两大类主要氯化消毒副产物,这些副产物长期对人们的健康产生影响。当水中含有微量有机物并使用氯化法对水进行处理时,很难避免有毒的有机氯化物的生成。当使用高铁酸盐进行水处理时,能够有效地去除微生物和氯化有机物的前驱体,进而降低氯化有机物的形成。
2.2 高铁酸盐的消毒作用
氯化是饮用水消毒处理最常见的技术,但这一技术产生对人体有很大危害的含氯有机化合物。对含氯有机化合物的脱除常见的方法主要是在消毒前的脱除能形成含氯有机化合物前驱体和在消毒后直接脱除含氯有机化合物。这些技术都大大增加了水处理的成本。另外,也有考虑用溴、碘、臭氧等代替氯气,但这些替代物都不能完全消除有机副产物的形成,而这些副产物在一定程度都对人或水生物种有毒性作用。
高铁酸盐对微生物和病毒的消除作用已经进行了广泛的研究,研究表明在合适的条件下,高铁酸盐对水/污水处理中常见的病毒和细菌都有明显的杀除作用。研究还表明使用高铁酸盐对水进行消毒具有比氯和溴更好的消毒效果,并且在水中没有高铁酸盐的残余,而使用氯和溴进行消毒都或多或少有残余存在,这样的残余对人体以及水生生物有很大的危害。
2.3 高铁酸盐的絮凝作用[10]
在作为氧化/消毒剂使用的同时,高铁酸盐还原形成三价铁离子或氢氧化铁具有絮凝作用。在硫酸亚铁、硝酸铁和高铁酸钾的絮凝对比实验中,高铁酸钾具有更好的絮凝效果。对高铁酸钾的絮凝效果研究中还发现,使用高铁酸盐时,能够在1 min内使水中的胶体粒子失稳发生沉淀,而使用铁盐和亚铁盐要达到相同的效果需要30 min。这一研究表明,高铁酸盐能够作为一种高效絮凝剂直接用于沉积过滤。高铁酸盐的絮凝效果与操作条件有十分显著的关系,通过对操作条件的研究可以使高铁酸盐的作用发挥到最大。而研究也表明,在一个较低用量情况下,高铁酸盐的使用能够将所处理水中的很多金属元素(如Fe2+,Fe3+,Mn2+,Cu2+等)以及有毒重金属(如Pb2+,Cd2+,Cr3+,Hg2+等)降低到很低的浓度。但同时高铁酸盐对水中的Cr6+和Zn2+的脱除没有十分明显的作用[10]。
3 高铁酸盐的实际应用价值与其未来发展的展望
当高铁酸盐投入水中时,高铁酸盐就立即显示两种不同的功能,即化学消毒和絮凝,因此其是非常有可能在水和污水处理中被用作双功能水处理试剂。与常规水处理中同时使用消毒剂和絮凝剂相比,使用高铁酸盐简化了操作步骤,降低了操作成本与管理成本,具有十分明显的经济价值。
虽然对高铁酸盐在水处理应用性能已经进行了大量研究,但在这些研究中大部分都集中在对污水的处理上。这些研究表明,高铁酸盐在消除水中微生物、重金属、胶体悬浮粒子、有机杂质和控制含氯化合物等方面具有十分明显的优势。但是目前较低的合成收率以及高铁酸盐比较差的稳定性(与合成方式密切相关),这些都限制了高铁酸盐在水和污水处理工业中的大规模应用。尽管对高铁酸盐在饮用水方面的应用已经进行了很多研究,但这些研究还很不系统,为了拓展这一水处理剂在这方面的应用,以下这些方面的研究工作应当密切关注:1)高铁酸盐对水中腐殖质的脱除;2)高铁酸盐对溴化有机物的影响;3)对废水中农药的降解效果;4)研究高铁酸盐消毒和絮凝效果与实际操作条件之间的关系,更好地发挥高铁酸盐的应用效果。
4 结语
随着环境保护意识的增强以及对水处理绿色化要求的提出,水处理化学试剂的开发也面临许多挑战。绿色水处理试剂、多功能水处理试剂以及价格低廉、水处理工艺简单化都要求研发新的水处理试剂,而高铁酸盐正是满足这些要求的新的水处理试剂替代品,对这一新型水处理试剂的研究也必将成为研究的热点。
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磷酸盐处理 篇9
高铁酸盐是近年来广受关注的一种非氯型高效多功能水处理剂,对废水中的COD和TOC具有良好的去除效果,在与水中污染物作用的过程中,具有氧化、混凝、吸附、共沉等协同作用,且反应后的产物无毒无害,具有广阔的应用前景[5,6,7]。
本工作以华中某焦化公司生化系统二沉池的废水为研究对象,以实验室自制的K2Fe O4为氧化剂和混凝剂,利用高铁酸盐的氧化和混凝作用去除焦化废水中的有机物,对该工艺的最佳条件进行了考察;采用紫外光谱和GC-MS技术对处理前后的焦化废水进行表征。
1实验部分
1.1试剂、材料和仪器
Na Cl O、KOH、硝酸铁、盐酸:化学纯。
焦化废水:取自华中某焦化公司,废水经好氧/兼氧/好氧生化处理后排至二沉池进行泥水分离,废水p H为7~8,COD为200~300 mg/L,TOC为130~180 mg/L,浊度为15~25 NTU,颜色为棕黄色。
DR2800型分光光度计、2100p型浊度分析仪: 美国哈希公司;PHS-3B型p H测定仪:上海精科公司;JJ-4型搅拌器:安徽国华公司;ISQ-1型气相色谱-质谱联用仪:美国热电公司;UV-vis2450型紫外-可见光谱仪:日本岛津公司;Multi N/C2100型TOC/TN测定仪:德国耶拿公司。
1.2高铁酸盐的制备
采用次氯酸盐氧化法制备K2Fe O4溶液[8]。将Na Cl O溶液和KOH固体放入烧杯中,置于磁力搅拌器上快速搅拌至溶解。在65 ℃水浴条件下缓慢分次加入硝酸铁固体。反应60 min后,迅速将反应液置于冰水浴中冷却10 min,加入蒸馏水稀释至250m L,然后用砂芯漏斗抽滤,得到质量浓度为1.1 g/ L的K2Fe O4溶液。
1.3氧化-混凝实验
取250 m L焦化废水置于500 m L锥形瓶中,用0.1 mol/L的盐酸调节废水p H,加入一定量的K2Fe O4溶液,搅拌一定时间,静置后取上清液进行测定。
1.4分析方法
采用TOC/TN测定仪测定TOC;采用浊度分析仪测定浊度;采用分光光度法测定COD和K2Fe O4质量浓度[9]。
采用紫外光谱和GC-MS技术对处理前后的焦化废水进行表征。气相色谱条件:S-5型色谱柱, 尺寸30 m×0.25 mm×0.25 μm,载气为氦气,不分流进样1 μL,进样口温度250 ℃,初始柱温50 ℃, 停留1 min,以10 ℃/min的速率升温至250 ℃,保持3 min。质谱条件:电子轰击离子源,电子能量70 e V,离子源温度220 ℃,传输线温度250 ℃,质量扫描范围50~500质量数。
2结果与讨论
2.1K2FeO4加入量对废水处理效果的影响
在初始废水p H为4、反应时间为30 min、反应温度为20 ℃的条件下,K2Fe O4加入量对废水处理效果的影响见图1。由图1可见:随K2Fe O4加入量的增加,TOC基本呈逐渐降低的趋势,浊度先降低后增加;当K2Fe O4加入量为8.8 mg/L时,TOC为62.10 mg/L,TOC去除率达61%,浊度为9.46NTU,浊度去除率为62%。分析其原因,Fe O42-具有很强的氧化性,在酸性条件下Fe O42-的氧化电位最高可达2.2 V,高于其他常用氧化剂[10],可氧化去除废水中部分难生物降解有机物,且Fe O42-还原生成的Fe3+水解后生成Fe(OH)3,具有一定的混凝作用,也可去除水中部分胶体污染物[11],故在一定条件下可获得较高的TOC去除率。但由于Fe3+不具备长链结构,吸附架桥作用较弱,与污染物反应生成的沉淀颗粒较小,易悬浮于水中而不易沉降。因此当Fe O42-过量时,反应后水体浊度升高, 导致TOC也略有回升。因此,确定适宜的K2Fe O4加入量为8.8 mg/L。
● TOC;■ 浊度
2.2初始废水pH对废水处理效果的影响
在K2Fe O4加入量为8.8 mg/L、反应时间为30min、反应温度为20 ℃的条件下,初始废水p H对废水处理效果的影响见图2。由图2可见:随初始废水p H的增加,TOC去除率逐渐降低;当初始废水p H为2时,TOC去除率最大,为66%。这可能与Fe O42的性质有关,Fe O42-在水中易发生分解生成O2,碱性介质中大量存在的OH-可抑制分解反应的进行。 采用次氯酸盐氧化法制备的K2F e O4溶液呈强碱性,投加至废水中引起废水p H的升高。因此,在废水p H逐渐升高的过程中,Fe O42-的氧化性逐渐减弱,反应生成的絮体不断增多,TOC去除率逐渐降低[12]。综合考虑经济因素和去除效果,确定适宜的初始废水p H为4。
● TOC去除率;■ 反应后废水p H
2.3反应温度对废水处理效果的影响
在K2Fe O4加入量为8.8 mg/L、反应时间为30min、初始废水p H为4的条件下,反应温度对废水处理效果的影响见图3。
● TOC去除率;■ 浊度去除率
由图3可见:温度对Fe O42-的氧化性能影响较小;随反应温度的升高,浊度去除率先逐渐增加后降低。分析其原因,在一定范围内升高反应温度,可提高Fe O42-的氧化反应速率,使有机物脱除率增加,但继续升高反应温度可能会引起Fe O24-的分解,从而导致有机物去除率略微下降。综合考虑经济因素和去除效果,确定适宜的反应温度为20 ℃。
2.4小结
采用实验室自制的K2Fe O4对焦化废水进行氧化-混凝深度处理。在K2Fe O4加入量为8.8 mg/L、 初始废水p H为4、反应温度为20 ℃、反应时间为30min的条件下处理COD为252 mg/L、TOC为159.24mg/L、浊度为24.90 NTU的焦化废水,处理后废水COD为78 mg/L、TOC为62.10 mg/L、浊度为9.46NTU,去除率均可达60%以上。
2.5焦化废水处理前后的紫外光谱表征结果
焦化废水处理前后的紫外光谱图见图4。由图4可见,经氧化-混凝处理后焦化废水的光谱强度减弱,说明原水中大部分有机物已被氧化和混凝的协同作用去除,出水中有机组分的含量变低。由此可见,高铁酸盐的氧化-混凝耦合作用对原水中的有机类物质去除效果明显[13]。
2.6焦化废水处理前后的GC-MS表征结果
将焦化废水用正己烷萃取后进行GC-MS表征。焦化废水处理前后的GC-MS谱图见图5。
由图5可见,经Fe O42-氧化-混凝后,焦化废水中的有机物种类较处理前大幅降低,处理后废水中的有机物峰面积也明显减小,即浓度大幅下降[14]。 分析其原因,Fe O42-是强氧化剂,可以将多种有机物(包括烷烃、醇类、酚类、苯系物、醚类、醛类及有机酸等)氧化分解为低分子有机物或CO2和H2O等;此外高铁酸盐还可以氧化废水中的硫化物、硫代硫酸盐等无机污染物;通过对有机物及还原性无机物的降解,可有效降低废水的COD[15]。
3结论
a) 采用实验室自制的K2Fe O4对焦化废水进行氧化-混凝深度处理。在K2Fe O4加入量为8.8 mg/ L、初始废水p H为4、反应温度为20 ℃、反应时间为30 min的条件下处理COD为252 mg/L、TOC为159.24 mg/L、浊度为24.90 NTU的焦化废水,处理后废水COD为78 mg/L、TOC为62.10 mg/L、浊度为9.46 NTU,去除率均可达60%以上。
b) 采用紫外光谱和GC-MS技术对处理前后的焦化废水进行表征。表征结果显示,高铁酸盐的氧化-混凝耦合作用对焦化废水中的有机类物质去除效果明显,处理后废水中的有机物种类和浓度大幅下降。
摘要:采用实验室自制的K2Fe O4对焦化废水进行氧化-混凝深度处理。考察了K2Fe O4加入量、初始废水p H、反应温度等因素对废水处理效果的影响。采用紫外光谱和GC-MS技术对处理前后的焦化废水进行表征。实验结果表明,在K2Fe O4加入量为8.8 mg/L、初始废水p H为4、反应温度为20℃、反应时间为30 min的条件下处理COD为252 mg/L、TOC为159.24 mg/L、浊度为24.90 NTU的焦化废水,处理后废水COD为78 mg/L、TOC为62.10 mg/L、浊度为9.46 NTU,去除率均可达60%以上。表征结果显示,高铁酸盐的氧化-混凝耦合作用对焦化废水中的有机物去除效果明显,处理后废水中的有机物种类和浓度大幅下降。
磷酸盐处理 篇10
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
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