去除废水（精选10篇）
去除废水 篇1
焦化废水是焦炉煤气初冷和焦化生产过程中的生产用水与蒸汽等形成的废水,成分复杂多变,是一种典型的含有难降解有机化合物的工业废水[1]。其中污染物COD一直是影响焦化废水达标的一个主要因素,若未经处理直接外排,会对人体健康和自然环境造成严重危害,且高含量的COD还会直接影响反应装置的正常运行。因此降解COD成为一个主要研究的对象,对减轻焦化废水对环境的危害具有重要意义。
目前焦化废水处理大多采用蒸氨-除油-气浮-生物处理的工艺流程。由于焦化废水可生化性差,出水常不达标[2],因此提高废水的可生化性,是提高生物法处理效果的关键所在。大量研究表明,铁炭微电解技术用于工业废水的预处理已得到广泛应用,其原理是以铁为阳极,碳为阴极,废水中的离子为电解质,形成无数微小的原电池,通过氧化还原、电富集、物理吸附和混凝沉淀等作用去除污染物[3,4]。同时,固定化微生物技术是依靠微生物自然附着力在固定化载体表面形成附着生物膜对废水进行处理的一种技术。具有去除率高、易于泥水分离、耐负荷冲击能力强、系统稳定等优点[5]。此技术是近代微生物工程的革新,前景广阔。本实验采用铁炭微电解-水解酸化-固定化高效微生物-混凝组合技术进行现场试验,对实际焦化废水进行处理,以其为焦化废水的处理提供技术支持。
1 材料与方法
1.1 废水来源及水质
本试验废水取自西宁江仓焦化厂污水处理站,该废水已经过除油、蒸氨处理,所取焦化废水的水质波动较大,其CODCr为2900~4100 mg/L,BOD为700~900 mg/L,BOD5/CODCr为0.20。
1.2 试验材料
试验所用海绵铁屑粒径为3~5 mm,(海绵铁是一种新型水处理材料,是由精矿粉和氧化铁磷[6]经过研磨、磁选后经高温烧结,然后冷却、冲洗、破碎,再重新磁选和筛选而得到的多孔状颗粒物质。其主要成分为铁氧化物,比表面积大,反应速度快,是一种性能优异的铁屑材料[7]。)纳米凹凸棒土复合亲水性聚氨酯泡沫载体[8],活性炭采用柱状活性炭,粒径为3 mm,海绵铁和活性炭均用清水冲洗干净后,自然风干,待用;固态高效菌由多种微生物筛选及驯化后所得。
1.3 试验装置及流程
实验装置及流程如图1所示。焦化废水处理装置主要由微电解柱、水解酸化池和折流板生化池3部分组成。微电解柱:有机玻璃柱ϕ40 mm×170 mm,柱内填充的铁炭体积比为1:4,底部铺设三层石砾垫层,由下至上粒径依次为32 mm,16 mm,8 mm;水解酸化池采用0.5 m3的塑料桶,折流板生化池由有机玻璃制成,规格为L×B×H=120 mm×48 mm×96 mm,分为三格,每格规格为L×B×H=35 mm×35 mm×70 mm。生化池内放置以聚氨酯泡沫和海绵铁为组合载体的网状塑料小球,每个小球直径为8 cm,内装有64块规格为3 cm×2 cm×2 cm的聚氨酯泡沫和60 g海绵铁。
1.4 试验方法
蒸氨冷却至常温的焦化废水进入调节池,调节pH=3后,用蠕动泵将其注入微电解柱底部的进水口,进行原电池反应,水力停留时间为4 h;出水调节pH=6~9,进入水解酸化池,水力停留时间为24 h;经水解酸化处理的废水用泵打入生化池的下部,通过折流的方式流经载体,使废水得到净化,好氧生化出水进一步进行混凝。
1.5 活性污泥驯化
取西宁市第二污水处理厂污泥浓缩池的活性污泥,采用逐步增大进水负荷的方式对其进行驯化。最初将焦化废水稀释7倍,按照体积比1:6的比例加入反应器中进行驯化,每天换水一次,隔一天投加一次高效菌,投加量为5 g,同时投加适量的磷酸盐营养元素,直至满负荷进水为止,微生物对该浓度的焦化废水处理稳定后即完成了对微生物的驯化。
2 结果与讨论
2.1 铁炭微电解-水解酸化预处理研究
2.1.1 微电解对焦化废水的生化性影响
焦化废水有机污染物的预处理,可通过微电解反应柱的进出口CODCr、BOD5浓度变化来确定,结果见表1。从表1数据得知,焦化废水的可生化性(BOD5/CODCr),其平均值由预处理前的0.20提高到0.39,提高了48.7%,说明微电解预处理可以提高焦化废水的可生化性。
这是因为:①微电解反应过程中产生的新生态[H]和Fe2+具有很高的化学活性,能与水中污染物发生氧化还原反应,破坏发色或助色集团,使其丧失发色能力,还可以破坏其有机物的分子结构,产生小分子物质,从而大幅降低了废水对微生物的毒性,这与其他研究者的研究结论相一致[9,10]。②海绵铁在偏酸环境中,因其自身的溶出性可大量溶出铁离子,Fe2+和Fe3+是良好的絮凝剂,具有很高的吸附-絮凝活性,吸附废水中的悬浮或胶体态的微小颗粒及有机高分子,去除部分有机污染物。
2.1.2 水解酸化对焦化废水的生化性影响
当系统处于稳定运行阶段时,反应池内pH值在6~9之间,HRT为24 h,分别测定酸化反应池进出水CODCr和BOD5,结果见表2,从表2可以看出焦化废水的可生化性进一步提高到0.44,提高了10.3%,说明水解酸化也可以提高焦化废水的可生化性。
这是因为焦化废水经过水解酸化,原来难生物降解的有机物转化为易生物降解的有机物,同时并没有彻底地完成易降解有机物的降解,以CODCr形式存在而不易测出的有机物在水解反应过程中分解为一些可以被BOD5测定的有机物,因此可生化性提高。
2.1.3 预处理效果
预处理对焦化废水中CODCr的处理效果见图2。
由图2可以看出,在1~8周期CODCr去除率有较大波动,随着运行周期的增加,CODCr去除率逐渐趋于稳定,微电解去除率约在4%左右,水解酸化去除率约在2%左右,可见预处理对CODCr的去除贡献不大,主要体现在可生化性的提高方面。
2.2 折流板生化反应器生化处理研究
不同生化停留时间对CODCr的去除效果如图3,由图可知当HRT为24 h时,CODCr去除率较低;随着HRT的增加,CODCr去除率迅速提高,当HRT为48 h时,去除率达到90%;当HRT超过48 h时,去除率基本维持在90%左右,并随着HRT的增加去除率不再显著提高。此时CODCr平均出水为393 mg/L。
分析原因:①在进水条件相似的情况下,当HRT较小时,CODCr不能被充分的降解,足够的水力停留时间可使废水中的有机物被污泥中的微生物充分吸收和最大限度的分解,并且聚氨酯泡沫载体的添加,改善了泡沫载体对微生物的亲和性能和传质性能,使微生物由外到内形成从好氧到厌氧的微环境,提高了对CODCr的去除效果。②海绵铁自身的多孔结构,使其具有比表面积大、较强的物理吸附和富集能力,并且海绵铁自身溶出的Fe2+,在有氧条件下产生Fe3+,有强烈的吸附絮凝活性,从而能够对CODCr进行吸附脱除。③加入高效菌后形成的污泥紧实、传质速度快、稳定性高、沉降性能好,其去除效率远高于常规自发性微生物。
2.3 混凝法深度处理生化出水研究
焦化废水经过预处理和生化处理后,CODCr明显降低,但仍未达到标准,为研究其进一步的降解效果,因此再进行混凝深度处理十分必要。
根据单因素试验确定混凝处理生化出水的最佳反应条件如表3所示,在最佳条件下进行反应,测定其最终出水CODCr为65 mg/L,去除率为84%,结果如表4所示。
3 结 论
通过连续运行试验可看出,采用上述工艺组合可以对蒸氨后的焦化废水中的高CODCr起到很好的处理效果。
(1)铁炭微电解-水解酸化预处理可大大提高废水的可生化性。
经过微电解,B/C由预处理前的0.20提高到0.39,提高了48.7%,经过水解酸化进一步提高到0.44,提高了10.3%。
(2)在进水负荷不变的情况下,增加停留时间可提高有机物去除率。
当HRT为24 h时,CODCr的去除率为49%左右;当HRT为48 h时,CODCr的去除率上升到90%;当HRT为60 h,CODCr的去除率稳定在90%左右,CODCr平均出水浓度为393 mg/L。因此,确定生化反应的最佳水力停留时间为48 h。
(3)生化出水经混凝处理后,在混凝剂投加量为6
mL,pH=7,温度为35 ℃,PAM投加量为3 mL的最佳条件下,CODCr最终出水降到65 mg/L,达到污水综合排放标准一级标准。
摘要：采用铁炭微电解-水解酸化-固定化高效菌-混凝技术对蒸氨后的焦化废水进行了研究,结果表明,通过微电解,B/C值由0.20提高到0.39,经水解酸化进一步提高到0.44,之后采用折流板生化反应池进行生化处理,当HRT=48 h时,CODCr由3717 mg/L降到393 mg/L,去除率达到90%左右,出水在混凝剂投加量为6 mL,pH=7,T=35℃,PAM=3 mL的最佳条件下,CODCr最终降到65 mg/L,达到污水综合排放标准一级标准。
关键词：焦化废水,预处理,固定化技术,铁炭微电解,混凝
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去除废水 篇2
摘要：随着工农业的迅速发展,氨氮污染的`来源越来越广泛,排放量也越来越大,氨氮的污染日益严重.氨氮排入水体,特别是进入流动较缓慢的湖泊、海湾,容易引起水中藻类及其它微生物大量繁殖,形成富营养化污染,这除了不但会造成自来水处理厂运行困难,饮用水异味外,而严重时会使水中溶解氧下降,鱼类大量死亡,甚至会导致湖泊的干涸消亡.本文分析了废水中氨氮的去除问题.作 者：王红禹 高艳峰 作者单位：王红禹(大连金石滩国家旅游度假区规划设计公司,辽宁,大连,116000)
高艳峰(大连市市政设计研究院有限责任公司,辽宁,大连,116000)
期 刊：科技致富向导 Journal：KEJI ZHIFU XIANGDAO 年，卷(期)：, “”(6) 分类号：X7 关键词：废水 氨氮 饮用水
去除废水 篇3
【关键词】共代谢；难降解污染物；关键酶；SBMR
共代谢作用是环境污染物降解的一种重要方式。据报道，环境中能够完全矿化污染物的降解菌占总降解菌的数量还不到 10%，大多数微生物是通过共代谢作用来降解污染物的。随着工农业的迅速发展，越来越多的有机物被合成，其中难降解有机物占了很大比例，因此难降解有机物的治理研究已引起国内外有关专家的高度重视，是目前水污染防治研究的热点与难点。
1.共代谢作用的机理和特点
共代谢现象最早由 Leadbetter 和 Foster 等[2]于1959 年报道，他们研究发现Pseudomonas methanica（甲烷假单胞菌）能够在外加甲烷情况下氧化乙烷、丙烷、丁烷，而乙烷、丙烷及丁烷三者均不能作为Pseudomonas methanica的唯一碳源支持其生长。对此现象 Leadbetter 和 Foster以共氧化（Co-oxidation）来描述，将其定义为在生长基质存在的情况下，微生物对非生长基质的氧化，其中甲烷为生长基质，乙烷、丙烷等为非生长基质。后来，Jensen扩展了其内涵，提出共代谢（Co-metabolism）的概念。他认为在生长基质存在的情况下，微生物对非生长基质的转化无论是氧化作用还是还原作用都是共代谢作用；当生长基质被完全消耗时，处于内源呼吸状态的休眠细胞对非生长基质的转化也是共代谢作用。现在，一般将其定义为只有在初级能源物质存在时才能进行的有机化合物的生物降解过程。初级能源物质或是由外界提供，或是微生物细胞内储存的。微生物对有机化合物的转化并不能为细胞提供碳源及能量，所需碳源及能量来源于对初级基质的代谢。
共代谢过程的主要特点可以概括为：（1）微生物首先利用易于摄取的生长基质作为一级基质，维持自身细胞的生长；（2）难降解性污染物作为二级基质被微生物降解；（3）一级基质和二级基质之间对发挥降解作用的关键酶存在竞争现象；（4）污染物共代谢的中间产物不能作为营养被同化成细胞质，有些会抑制关键酶的活性，甚至对微生物有毒害作用；（5）共代谢是需能反应，能量主要来自生长基质的产能代谢，当生长基质被完全消耗时，能量来源于细胞自身储存能量物质，如PHB。从共代谢过程的机理和特点可以看出，关键酶的诱导及其活性的维持、生长基质与目标污染物之间的竞争抑制、目标污染物及其中间降解产物对微生物的毒性作用将是影响共代谢过程的关键性因素。
2.微生物共代谢作用的应用与工艺研究
2.1共代谢作用的应用
通过共代谢作用来转化或降解烯烃、卤代炔烃、卤代脂肪烃等难降解物质已经得到了广泛的研究。李莹等人将共代谢应用于循环移动载体生物反应器（MBBR）处理格列奇特制药废水，结果投加葡萄糖所诱导产生的共代谢作用可显著改善格列奇特制药废水的好氧处理效果。上海金山联合环境工程公司与吉林大学地探学院合作完成的上海优西比特种化工有限公司是一项采用共代谢机理完成难生物降解化工污水处理的工程，至今已稳定运行了5年多。该实践工程生活污水的共代谢效率可使难生物降解工业污水的CODCr去除率提升21.5%。而葡萄糖的共代谢效率可使CODCr去除率提升38.5%，具有明显的降解效果。从该工程实践经验可见，共代谢机理不仅仅是停留在实验室研究，而是已进入工程的应用，是处理难降解有机污染物的有效且实用的方法。
2.2共代谢作用的工艺研究
很多研究发现，厌氧生物工艺可把氯代有机物脱氯生成无毒性化合物，如乙烯、CO2，但发现四氯乙烯（FCE）、三氯乙烯（TCE）在厌氧条件下仅仅是部分脱氯，很不彻底，导致二氯乙烯（DCE）、氯乙烯 （VC）的浓度增加。
好氧条件下，具有共代谢氯代化合物功能的微生物有很多种，研究中主要选用苯酚氧化菌群、甲烷营养菌群、丙烯氧化菌以及硝化细菌等，它们都具有很强的代谢能力以及对污染物的逆抗性。在诱导此类微生物生成关键酶进行催化分解污染物时，一般需要投加特异性的底物，例如苯酚、甲烷、丙烯、丙烷等。由于它们是气体，具有很低的水溶性，同时就苯酚而言，虽具有可降解性，但它是一种危险性物质，所以在污水处理项目中，选择诱导性的生长基质，一定要综合考虑。通常葡萄糖、乙醇、乙酸盐以及铵盐等易代谢的小分子化合物是考虑选择的诱导物质。
生物膜具有活性污泥系统所没有的独特生长环境。研究表明：当生物膜达到一定厚度时，生长基质的利用速率将明显低于活性污泥系统微生物对生长基质的利用速率，这样有利于延长生长基质对关键酶活性维持作用，同时还可以降低生长基质与目标污染物之间的竞争作用，提高膜反应器内关键酶降解目标污染物的效率；同时膜内低氧环境有利于微生物具有较高的内源呼吸率，这有助于促进细胞能源物质的形成；生物膜环境还有利于菌株之间发生遗传信息的交流，交配生成新代谢能力的变种，提高降解目标污染物的效率。
由于目标污染物利用活性污泥法或填充床式生物膜处理时，生长基质与污染物质同时存在会引起对关键酶的竞争作用，在运行管理上会出现很多问题。在实际运行时，通常控制水力停留时间。所以，一种新型复合式生物膜反应器，即在序批式活性污泥反应器中引入生物膜。国内的应用主要集中在工业废水的处理上，国外的研究主要集中在有毒、难降解有机物的处理上。序批式生物膜反应器（SBMR）可以完全把生物膜的营养代谢与共代谢分离，解决了生长基质与污染物之间的竞争作用，同时增加了运行反应器的灵活性，该工艺具有投资少和操作简单等特点。随着SBMR工艺优越性的日益绽现以及它在难降解有机物处理方面的推广，将产生良好的环境效益和社会效益，其应用前景也十分广阔。
3.共代谢的研究前景
现代社会的发展使各种合成有机污染物逐渐增多，环境污染日益加重，利用微生物的代谢净化环境已经成为一种趋势。难降解是相对的，改变环境状况，本来难降解的化合物就变得易降解了。所以，选择合适的生物降解环境、开发新的生物降解技术、培养和驯化适宜的生物种群和生物酶、分析化合物的降解途径和生物降解规律，是研究有机物生物降解的必然选择。
共代谢作为一种代谢机制广泛存在于共基质的生物降解过程中，深入研究共代谢不仅有助于我们更加准确地认识环境中存在共代谢情况下物质的生物降解，而且为我们寻求难降解有机物生物降解技术提供了新的思路。相关研究证明微生物共代谢在不同的工艺中已取得了良好的效果，随着现代生物技术的发展和基因工程菌的应用，将会给微生物的共代谢带来更大的突破。 [科]
【参考文献】
[1]孙雪景，王静，焦岩，等.微生物共代谢作用的研究与应用[J].农业与技术，2010，8（4）：57-60.
废水中挥发性有机物的去除 篇4
VOCs作为一类主要的污染物,大多对人体具有神经毒性、肾脏和肝脏毒性;有些能损害血液成分和心血管系统,引起胃肠道紊乱,诱发免疫系统、内分泌系统及造血系统疾病,造成代谢缺陷;部分(如三氯乙烯、四氯乙烯、苯、多环芳烃等)被列为致癌物。同时,因其挥发性存在污染的相态转移(如由液相转到气相),所以会有可能引发新的污染(如大气污染),VOCs现已被视为距粉尘之后的第二类大气污染物,这就给液态条件下的治理和修复带来限制。
由于VOCs的危险性,西方发达国家已经颁布了相关法令,对其的排放进行管制。美国通过了《净水法》,将工业生产中的129种污染物列为有毒污染物,其中大部分为VOCs。我国也颁布了《中华人民共和国大气污染防治法》,要求对工业生产中.产生的VOCs进行回收利用和处理。VOCs对水体的污染已引起国际科技界和医学界的普遍关注和重视。
1 VOCs去除方法
当前,国内外对含VOCs废水的治理研究主要可分为生物降解法和物化法两大类。微生物降解法就是利用好氧或厌氧微生物通过代谢作用把有机物降解为小分子物质或合成自身的物质,从而去除有机物污染的方法。物化法就是利用各种物理、化学手段将有机物分离或分解的方法,主要包括气提法、吸附法、氧化法、超声波法、光降解法、萃取法、水解法等。物化法既可以作为预处理手段,又可以作为单一的处理手段。当然还有一些其他方法,例如近些年发展的植物修复法等。
1.1 微生物降解法
微生物降解法是利用微生物的代谢将有机污染物同化或分解的办法。微生物可以是大自然已存的,也可以是人工培养驯化的。由于微生物的降解过程、条件和参与降解微生物种类不同,微生物降解法可简单的分为好氧与厌氧降解两大类,两类降解的基本过程如下:
好氧降解:有机物+氧气+好氧微生物/酶→水+二氧化碳+无机养分+能量
厌氧降解:有机物+厌氧与兼氧微生物/酶→降解的有机产物+无机养分+能量
一般情况下,上述两类反应在不同种类微生物的参与下进行。好氧降解中,有机污染物可被彻底氧化分解为水和二氧化碳;而厌氧反应中,原有机物质的化学结构被改变,分解为小分子中间产物。好氧与厌氧反应均释放能量和无机养分,用于微生物的新陈代谢。
好氧与厌氧分解均释放能量和无机养分,为微生物生长所利用。好氧降解不仅彻底,反应速率也较高,因此成为生化处理技术的主体。厌氧反应较缓慢,有机物质转化所需的时间较长,但厌氧过程有两个重要作用:一是可以降低废水中有机物质的浓度;二是可以转化一些好氧微生物难以直接分解利用的难降解有机物质。
生物法处理VOCs较有成效,同时还具有设备简单、运行费用低、较少形成二次污染等优点,因此生物法已成为一项主要的VOCs处理技术。
生物滴滤器是近年来研究最为活跃的一种净化设备形式。生物滴滤器主要是利用异养微生物的代谢过程来去除污染物,微生物的量和活性对生物净化过程有决定性的影响。生物滴滤器内的生物相主要由细菌组成,也含有放线菌和真菌。
生物滴滤器中常见的细菌有Pseudomonas putida(恶臭假单胞菌)、Pseudomonas aeruginosa(铜绿假单胞菌)、Pseudomonas fluorescens(荧光假单胞菌)等[1]。
生物滴滤器中挥发性有机物的去除效率受填料、营养液、进气等诸多因素的影响[2]。陈蓉[3]在实验中发现,净化效率随填料的比表面积增大而增加, 但当比表面积较大时,净化效率随比表面积增大而缓慢增加。朱学庆[4]在实验中发现作为氮源的硝酸盐浓度在一定范围内增加的过程中,去除效率由72%增长到接近100%。
在实际应用中,应当根据实际情况,遵照排放要求,注重主要影响因素, 兼顾次要影响因素,选择最适宜的实验条件,以便最大程度地提高挥发性有机物的去除效率。
1.2 气提法(Air Stripping)
气提法是利用VOCs的挥发性,一般通过气体的流动把挥发性有机物从水相带到气相或者通过加热利用其自身的挥发性由水相传递到气相。气提法因涉及到VOCs的相态转移,故需要后续处理(如冷凝回收、活性炭吸附、直接焚烧等)。
传统的气提手段主要包括纯曝气法、加热法(煮沸法)、填料塔气提法(Packed Tower Aeration,PAT)。其中,以PAT的效率、费用最优,而且十分适于处理含高浓度VOCs的废水,曾被USEPA 认为是去除饮用水中VOCs最可用(Best Available Technology,BAT)的技术。
利用气提方法开展对含VOCs废水的研究由来已久,操作简单,效果优良。
尽管气提法(尤其是PAT法)被认为是去除VOCs的最有效方法,但是我们不难发现其所需的气量较大,气水比一般在100:1 以上,处理过程中会存在气液接触不均匀、液体沟流或壁流等不利现象。同时,因所需气量大用冷凝法处理不可行,一般需要用活性炭吸附法或其它氧化法(如焚烧、光催化氧化)进行后续处理。这样一方面会增加工艺的复杂性,另一方面也会加大处理费用。此外,活性炭吸附法还会涉及吸附剂的再生问题,氧化法可能会有新的污染物生成。因此,很有必要考虑一种新型的气提方法,基于此科研人员开发了膜气提(Membrane Air Stripping,MAS)技术,其被认为是一种可以克服PAT众多不足的新兴技术。MAS因也涉及VOCs从一相到另一相的转移,故也需要后续处理。但其所用气量很小,容易采用冷阱冷凝进行回收处理。因此,可以认为MAS是一极具发展潜力和空间的含VOCs废水治理技术。
许丽娟[5]采用膜气提法去除甲基叔丁基醚(MTBE)。研究各种操作条件对MTBE去除效果的影响,建立了用于MAS实验的装置,进行了一系列的MAS实验。MAS去除MTBE的实验结果表明:料液初始浓度对MTBE的去除率几乎没有影响;系统温度升高、液速和气速增大对去除率具有一定的促进作用;气相压力对去除率的影响很小;溶液中有些共存有机物的存在也会对MAS去除MTBE产生一定的影响。正交实验结果表明气体流速对去除的影响最为显著;用MAS技术去除MTBE,去除率可达到97%左右。因此,将MAS技术用于去除水体中的VOCs是可行且有效的。
1.3 渗透蒸发法
渗透蒸发(Pervaporation.PV)直到20世纪80年代初才引起研究者们的广泛兴趣。初步的PV研究主要是针对膜的开发、操作变量的影响以及过程的合成、PV技术的原理和应用前景等,已取得了一定的成绩。渗透蒸发技术用于地下水或排水道中的挥发性有机物(Volatile organic compounds,VOCs)的处理很有前途。对于脱除水中VOCs的膜材料的开发、PV中试规模试验、以及现场试验都已经成功实现。与传统的方法相比,PV没有气体散发造成的二次污染、以及昂贵的炭再生问题,并且效率高、费用合理;另外,PV还具有紧凑的膜组件设计、回收的VOCs溶剂可能再循环或再使用等优点[6]。
姜忠义等[7]采用自制的PDMS膜研究了从VOCs(挥发性有机化合物)稀水溶液中脱除VOCs的渗透蒸发过程。以分离因子和渗透通量为评价指标,考察了料液浓度、温度和流动状况以及膜下游压力对膜的渗透蒸发分离性能的影响;并研究了针对脱除水溶液中VOCs的渗透蒸发过程的传质模型。实验结果表明,自制的渗透蒸发膜对苯的稀水溶液具有很好的分离性能。膜的分离因子和渗透通量随料液浓度、料液流率升高呈线性增大;随着料液温度的升高,膜的分离因子有一极大值,而膜的渗透通量按Arrhenrius方程增大;随着膜下游压力的升高,膜的分离因子增大,而膜的渗透通量迅速降低。串联阻力模型可成功用于从稀水溶液中脱除VOCs的渗透蒸发过程的研究。
Bao-Guo Wang等[8]采用填充型膜去除挥发性有机物。通过GCLF-EOS模型预测溶剂的溶解度,并与UNIFAC-FV模型比较。对于复杂聚合物体系,GCLF-EOS模型的准确性较高,能准确预测排放体积对溶解度的影响。通过填充型丙烯酸酯膜的渗透蒸发实验测定苯、甲苯、乙苯的流量,且预测得到的结果和VOC渗透蒸发实验的结果一致。
此外,还有Lynnann Hitchens[9]、Hee Jin Kim[10]、Ming Peng[11]、Yingjie Qin[12]、Leland M. Vane[13]等人也对渗透蒸发法去除挥发性有机物进行了研究。
1.4 吸附法
吸附法是利用某些具有吸附能力的物质如活性炭、硅胶、沸石分子筛、活性氧化铝等对VOCs进行吸附处理,使水得以净化的方法。吸附法是一种高效、低耗的废水处理工艺,许多吸附剂如炭材料、分子筛、高分子树脂等均能有效地去除水体中的VOCs。
炭材料种类繁多,广泛用于水体污染的治理与修复。目前,应用较为普遍、工艺较为成熟的是粉状和粒状活性炭吸附法,但具有独特性能、潜力巨大的当属炭纤维和膨胀石墨。
陈良杰等[14]采用kc-4.0型颗粒活性炭对甲苯、对二甲苯、乙酸甲酯、乙酸乙酯、乙醇、正丙醇进行吸附实验,研究挥发性有机物的物化性质与活性炭饱和吸附量之问的相关性。实验结果表明,活性炭对乙酸甲酯、乙醇和正丙醇的吸附性能较差,对乙酸乙酯、甲苯和对二甲苯的的吸附性能较好,饱和吸附量最大的是甲苯(达到312.92 mg/g),饱和吸附量最小的是乙酸甲酯(为224.93 mg/g)。6种挥发性有机物的吸附等温线用Langmuir方程进行拟合,效果良好。挥发性有机物的比蒸发速度、饱和蒸气压和电离势能与活性炭饱和吸附量具有显著的相关性。比蒸发速度越快、饱和蒸气压越高或电离势能越大,活性炭饱和吸附量越小。
黄正宏等[15]研究了不同比表面积粘肢基活性炭纤维(ACF)对低浓度VOC、丁酮和苯的吸附。并用Freundlich方程和DR方程对吸附等温线进行了拟合。实验结果表明,当丁酮的浓度高于100 ppm时,比表面积高的ACF吸附量高;当浓度低于100ppm时,情形正好相反。在实验浓度范围,较高比表面积的活性炭纤维对苯的吸附表现出了较高的吸附容量。Freundlich方程和DR方程能很好地拟合吸附等温线。
此外,还有孙治荣等[16]、游咏妍等[17]以及Debasish Das[18]、Navarri, P[19]、Shih, TC[20]等对活性炭吸附挥发性有机物进行了研究。
由于吸附剂更新置换的高额费用,只有在处理低浓度VOCs的废水时,吸附法才是比较经济的。但还存在吸附剂再生后吸附那能力下降、吸附的选择性等问题。这些不足在一定程度上限制了吸附法的进一步发展,现阶段主要适于处理含低浓度VOCs的废水。
2 结 论
去除废水 篇5
MBBR反应器处理制革废水的氨氮去除机理
摘要：通过移动床生物膜反应器试验装置,研究该工艺对综合制革废水中氨氮的处理效果及去除机理.试验结果表明:氨氮去除率随填着填料填充率增加而降低.当填料填充率为40%,填料表面氨氮承受负荷为0.1-0.8g/(m2・d)时,氨氮去除率为85%～95%,出水氨氮浓度为35～75mg/l,单靠降低负荷已无法进一步改善出水水质,但通过补充进水碱度、降低进水碳氮比、提高水温等一系列措施,可使反应器出水氨氮由降低至9～14mg/l.作 者：李光 吉宏 LI Guang JI Hong 作者单位：东南大学市政工程系,江苏南京,210096期 刊：科技信息 Journal：SCIENCE & TECHNOLOGY INFORMATION年，卷(期)：,“”(3)分类号：X7关键词：Moving Bed Biofilm Reactor(MBBR) 制革废水 氨氯 填料填充率 碳氮比
去除废水 篇6
本文对钙铝石 (Ca12Al14O33) 处理含铬废水机理和部分影响因素进行探索分析, 并讨论了最佳处理条件, 结果表明, 钙铝石对Cr6+的吸附能力大, 去除率高, 而且处理含Cr6+废水后的底渣量少, 固液分离所需的时间短。
1 实验仪器
cjj-781磁力加热搅拌器;PHB-2便携式酸度计;722分光光度计;日本理学D/Max2500PC全自动粉末X射线衍射仪;硅钼棒高温炉 (温度上限1600℃) 。
2 实验部分
2.1 钙铝石制取
取适量铝土矿与石灰石按专利“一种高效SO
2.2 实验用水及方法
南通某钢丝绳厂表面处理废水, pH 3.5, Cr6+含量24.93mg/L。
称取一定量的K2Cr2O7配制成实验用的模拟废水。
3 结果与讨论
3.1 搅拌时间 (t)
选取废水初始浓度为25mg/L左右, 调节pH=10.00左右, 吸附剂的投加量为3g/1000mL左右, 搅拌不同时间测定废水残留浓度, 试验结果如表1所示。
实验结果表明:搅拌时间越长, 去除率越高, 效果越显著。如pH=10.02时, 铬 (Ⅵ) 浓度25.15mg/L的废水中, 搅拌时间由2.0h延长2.5h时, 水样中的铬 (Ⅵ) 去除率由99.72%到大于99.84%。而去除量在搅拌初期吸附剂对铬 (Ⅵ) 的去除率较大, 达到99.16%, 在其它时间变化程度则不大。搅拌时间延长对去除率的影响呈直线变化趋势, 即在1.0h后, 单位时间的去除率的变化量为恒定值, 为0.24%/h, 而去除量则基本不变化。其最终水质状况达到饮用水水质标准中单因素铬的水质标准。
3.2 吸附剂的投加量
在pH=10.02的废水中加入不同量的吸附剂搅拌2.0h后, 分析废水中铬 (Ⅵ) 的浓度, 结果如图1所示。
实验结果表明:固液比的改变对去除率的影响较大, 即吸附剂的用量越大, 去除率越高, 效果越显著。如pH=10.02时, 铬 (Ⅵ) 浓度25mg/L左右的废水中, 固液比由1.0026g/L变为2.001g/L时, 水样中的铬 (Ⅵ) 去除率由80.55%变为98.88%。当吸附剂用量与溶液之比, 即固液比达到2以上时, 铬离子的去除率的变化率不是很明显, 基本上保持在98%到99.7%左右。当吸附剂的用量达到4g时 (废水溶液为1000mL) , 搅拌2h后, 废水水质中单因子铬 (Ⅵ) 的浓度达到饮用水水质标准。因此, 增加吸附剂的用量有利于废水中微量铬 (Ⅵ) 的去除。而去除量随吸附剂投加量的增大反而减小。
3.3 废水初始浓度
在pH=10.02的废水中加入一定量的吸附剂3.000g, 处理不同初始浓度的废水, 搅拌2.0h后, 分析废水中铬 (Ⅵ) 的浓度, 结果如图2。
由图2可知, 废水初始浓度的不同是影响处理效果的重要因素之一。如上述实验中, 投加3g/L的药剂, 含铬 (Ⅵ) 浓度为25mg/L时其去除率最大。可见, 一定量的吸附剂对于不同浓度得初始废水有一个吸附峰值。此时, 去除量随废水浓度的增大呈线性增大的趋势。
3.4 介质pH值
在一定固液比及其他相同条件下, 取不同pH值得含铬 (Ⅵ) 废水, 搅拌2h后, 观察去除效果的变化, 结果列于表2中。
由数据可知, pH值得变化对处理效果基本上没有影响。较高的pH值 (碱性条件下) 和较低的pH值 (酸性条件下) , 处理效果相当。如表2中所示, 在pH=2.04下和pH=10.02下, 处理效果都为99.7%。可见, pH值得变化对处理效果基本上无影响。
3.5 沉降放置时间
在pH=10.02得含铬 (Ⅵ) 废水中, 加入一定量的吸附剂3g, 搅拌2h后, 静置固液混合物, 实验数据见表3。
结果表明, 在实验室条件下, 该吸附剂对铬 (Ⅵ) 的去除是稳定的, 不存在宏观上再溶现象。
3.6 其他因素对去除效果的影响
在不同温度条件下进行处理, 对铬的去除有一定的影响。一般来讲, 温度升高, 有利于铬的去除, 但不明显。
吸附剂的颗粒粒径对去处效果也有影响, 当粒径大于200目, 去除效果不是很明显, 而当小于200目时, 处理效果明显上升, 这可能是由于颗粒达到200目以下时, 吸附剂能够充分水化, 形成与铬 (Ⅵ) 反应的化合相有关。
3.7 干扰电解质对吸附剂吸附行为的影响
实验过程中, 一定量的无机阴离子会对铬 (Ⅵ) 的去除产生一定的干扰, 如碳酸根离子 (CO
现取固液比为3g/L、 Cr (Ⅵ) 浓度为50mg/L模拟废水, 在CO
实验结果表明, 投加一定量的CO
3.8 吸附机理
水合铝酸四钙C4AHx主要是由类似于氢氧化钙的层状物构成[4,5], 在这些层中, 有1/3的Ca2+离子所在的位置被Al3+离子所占据。因此, 伴随着Ca2+离子被Al3+离子替代, 在这些层上产生带正电的静电荷, 这时CrO
而C4AHx相的结构随水化程度和补偿离子特性的变化而变化, 这些补偿离子主要是用来补偿主要组分[Ca4Al2 (OH) 12]2+层状物的正电荷。当补偿离子为CrO
4 结 论
(1) 将1g钙铝石加入1L含Cr6+废水中, 搅拌2.0h, 沉淀, 废水中Cr6+即可达到废水排放标准。
(2) 水处理后的沉渣经一定时间的静置未发现再溶现象, 说明钙铝石对Cr6+的去除是稳定的。
(3) 钙铝石的水解产物与CrO
摘要：在不同用量、搅拌时间以及静置时间等试验条件下, 研究了在不同条件下钙铝石 (Ca12Al14O33) 处理含Cr6+废水的效果。利用XRD衍射对钙铝石水化产物以及水处理的沉渣进行分析, 初步探讨了钙铝石去铬的机理。结果表明:钙铝石去除废水中Cr6+用量少、去除率高、效果稳定。
关键词：含铬废水,钙铝石,机理
参考文献
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[2]李岩, 李亚林, 郑波, 等.含铬电镀废水的资源化处理[J].环境科学与技术, 2009, 32 (6) :145-148.
[3]王斌, 荆肇乾, 窦磊, 等.粉煤灰基质滤料对水中Cr (Ⅵ) 的吸附研究[J].环境科学与技术, 2009, 34 (11) :68-70.
[4]耿辰晓, 付伟峰, 籍风秋, 等.C11A7CaCl2的形成及其动力学[J].硅酸盐学报, 2001, 3:55-57.
[5]解彦刚, 王玉春, 李龙海, 等.七铝酸十二钙处理水中SO42-的研究[J].中国给水排水, 2008, 1:95-98.
去除废水 篇7
Na2S沉淀法处理含汞废水,由于受p H的影响,处理的出水常常达不大国家排放标准。因此需要后续的深度处理以确保出水汞浓度降到以下。柚子皮作为生活垃圾处理,造成资源浪费的同时也污染环境[13]。文中研究以Zn Cl2改性后的柚子皮对经过Na2S沉淀法处理后废水Hg2 +的吸附能力。
1实验
1. 1材料
柚子皮。
1. 2仪器与试剂
JKG - 1型测汞仪,吉林市科学研究所研制; YC - 015实验型喷雾干燥机,上海雅程仪器设备有限公司; p HS - 25CW实验室p H计,上海仪电分析仪器有限公司; 恒温水浴锅HH - 2, 国华电器有限公司; 电子分析天平,上海仪电分析仪器有限公司; 分样筛,上虞杜浦佰华五金筛具; SHA - C型恒温振荡器, 金坛市富华仪器有限公司。
实验所用主要试剂有HCl、H2SO4、Na OH、Na2S、Zn Cl2、 Hg( NO3)2,均为分析纯,天津市大茂化学试剂厂生产。
1. 3实验准备
1. 3. 1柚子皮的前处理
把洗干净的柚子皮放在105 ℃ 烘箱中烘干至恒重,用粉碎机粉碎后过筛成20目、40目、60目、80目、100目不同直径的颗粒,放在干燥器中备用。
1. 3. 2柚子皮的活化处理
在5个烧杯中分别加入300 m L 150 g/L Zn Cl2溶液,然后分别加入50. 00 g 20目、40目、60目、80目、100目的柚子皮粉,浸泡24 h后,放入105 ℃烘箱中烘干至恒重,把0. 1 mol/L HCl倒入活化好的柚子皮试样中洗涤,再用蒸馏水洗涤至p H > 6,烘干,贴上标签,放干燥器中备用。
1.3.3 吸附效果的测定
吸附量计算公式:
去除率计算公式:
式中: Γ——— 吸附量,mg/g
Q———去除率,%
C0———初始质量浓度,mg/L
C———平衡质量浓度,mg/L
V———吸附实验所取溶液体积,m L
W———吸附剂的用量,g
2结果与讨论
2. 1硫化钠的加入量对硫化物沉淀法去除汞的影响
汞离子与硫离子反应生成稳定的溶解度很小的硫化汞沉淀( 硫化汞溶解度仅为4 × 10- 53) 。反应式: Hg Cl2+ Na2S = Hg S↓ + 2Na Cl[14]。由于Na2S在废水中溶解及废水中生成Hg S沉淀的速度都比较快,故该法的污水处理的速度较快。硫化钠的加入量要比理论计算值高,加入量太少,沉淀不完全,废水汞的去除率不高,达不到效果; 但如果加入量过多,又易形成易溶的硫化汞络合物,降低除汞效率,同时造成二次污染[15]。
往5个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,随后投入理论值8倍、10倍、12倍、14倍、16倍的Na2S ( 根据反应式计算出100 m L废水消耗0. 0389 mol Na2S,即约为3. 0 g) 。取上清液用测汞仪测定反应后废水汞的含量。实验数据如表1所示。
从实验数据可以得出: 随着硫化钠加入量的增加,废水中汞的去除率增大,但超过0. 36 g/m L时,去除率开始下降,所以最合适的硫化钠加入量为0. 36 g/m L,即理论值的12倍。这是因为硫化钠的加入量太少,沉淀不完全,废水汞的去除率不高; 但如果硫化钠加入量过多,又易形成易溶的硫化汞络合物,降低除汞效率。
2. 2 p H值对硫化物沉淀法去除汞的影响
别往5个250 m L干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样, 利用H2SO4溶液和Na OH溶液将溶液的p H值分别调节至5. 00、 7. 00、9. 00、11. 00、13. 00,然后分别往废水中加入理论值12倍的硫化钠,反应完全后,分别取样,经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定吸附后废水中汞含量,实验结果如表2所示。
从表2可以看出,p H值为9时,废水汞的去除率最大。这是因为在p H < 2时Hg2 +不发生水解,p H值在5 ~ 7范围内Hg2 +几乎全部水解为Hg( OH)2,在弱硷性( p H值8 ~ 11) 汞离子能与硫化钠生成难溶于水的Hg S沉淀。
2. 3絮凝剂对硫化物沉淀法去除汞的影响
往2个干净的250 m L锥形瓶中各加入100 m L废水水样, 编号为样本1和样本2。用H2SO4溶液和Na OH溶液将溶液的p H值分别调节至9. 00,然后往废水中各加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往样本2中加入适量Fe SO4,以便在溶液中形成Fe( OH)2和Fe( OH)3胶体。反应完全后,分别取样经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定废水中汞含量, 实验结果如图1所示。
由实验结果可以得出: 样本1实验中终末汞浓度为0. 1231 mg / L,样本2实验中加入Fe SO4后,终末汞浓度为0. 0807 mg / L,明显下降。
综合考虑,硫化物沉淀法去除汞的最佳条件是: 在室温下,往p H值为9的100 m L废水水样中加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量的Fe SO4。
2. 4硫化物沉淀法去除汞实验
分别往6个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,把溶液的p H值调至9,加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量Fe SO4。
分别取样,经过离心机分离后再取上清液用测汞仪测定吸附后废水中汞含量,计算活性炭对废水中汞的去除率,实验结果见表3所示。
从实验数据可以得出,硫化物沉淀法去除汞实验的去除率达到90% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 08135 mg/L,没有达到国家0. 05 mg/L的排放标准[16]。实验的标准偏差为0. 0036,实验精确度符合分析标准。
2. 5硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验
分别往6个干净的锥形瓶中加入100 m L废水水样,把溶液的p H值调至9,加入理论值12倍的硫化钠,出现Hg S沉淀时,往废水中加入适量Fe SO4。
经过离心机分离后过滤取上清液备用。然后分别溶液的p H值调至6,加入1 g 100目改性柚子皮,在室温下振荡75 min至吸附平衡,经过离心机分离后,分别取样,测汞仪测定反应后废水中汞含量,计算硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率,实验结果见表4所示。
从实验数据可以得出,硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 0378 mg / L,达到国家0. 05 mg / L的排放标准。实验的标准偏差为0. 0011,实验精确度符合分析标准。
3结论
在p H为9,硫化钠加入量为0. 36 g/m L,同时加入絮凝剂Fe SO4条件下,硫化物- 改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96% 以上,终末废水汞的含量平均为0. 0378 mg/L, 达到国家0. 05 mg/L的排放标准。
摘要：以废弃的柚子皮为原料,研究Zn Cl2改性后的柚子皮对经过Na2S沉淀法处理后废水Hg2+去除率以及最佳实验条件。实验结果表明,在p H为9,硫化钠加入量为0.36 g/m L,同时加入絮凝剂Fe SO4条件下,硫化物-改性柚子皮综合法去除废水汞实验的去除率达到96%以上,终末废水汞的含量平均为0.0378 mg/L,达到国家0.05 mg/L的排放标准。
藻类吸附法去除废水中的重金属 篇8
藻类大致可以分为褐藻门、蓝藻门、红藻门、绿藻门四个门类及墨角藻属、囊叶藻属、鞘颤藻属、马尾藻属、松藻属、乳节藻属、巨藻属、昆布属、海带属、小球藻属、角叉菜属、螺旋藻属、红皮藻属、刚毛藻属等属类。藻类的细胞壁由多糖、蛋白质和脂类组成,具有粘性,带一定的负电荷,可提供氨基、酰氨基、羰基、醛基、羟基、硫醇、硫醚、咪唑、磷酸根和硫酸根等官能团与金属离子结合。此外,其细胞膜是具有高度选择性的半透性膜,因此,藻类可以富集许多金属离子。
1 藻类的预处理
在用藻类吸附重金属离子之前,通常要对藻类进行预处理,主要有物理加工、简单化学处理和化学改性等三种。
1.1 物理加工
物理加工主要为干燥、粉碎。干燥会不同程度地改变藻类的组成,破坏藻类的结构。干燥温度不宜太高,一般应低于100℃,尤以日晒和冷冻干燥为好。粉碎增加了海藻的比表面积,从而能够增加其对重金属的吸附量,加快吸附速率。Gupta等[1]先将水棉绿藻用蒸馏水清洗干净,然后在太阳下干燥6h,再将其粉碎并筛选出尺寸在2～3mm之间的作为吸附剂,发现其对Cr6+的吸附量较大。Williams等[2]先将巨大昆布晒干,去除其中的砂粒和石头,然后用钉锤碾碎,筛选出尺寸在0.5～1.0mm之间的作为吸附剂,实验结果表明其对Cu3+、Ni+和Cd2+的吸附效果都较好。
1.2 简单化学处理
简单化学处理主要是用HCl或有机物浸泡。HCl或一些有机溶剂可以洗掉海藻上吸附的Ca2+,Mg2+,Na+,从而增加藻类的吸附点,有利于吸附。Yang等[1]将马尾藻粉碎,选取尺寸在1.0～1.4mm之间的作为吸附剂,并用0.1mol·L-1的HCl浸泡3h,然后用去离子水洗涤,最后在40～60℃的烤箱中烘干。实验结果表明,用预处理后的马尾藻处理含铀酰离子（U022+)废水,在前15min内UO22+的去除率就达到70%～80%。
1.3 化学改性
化学改性的目的在于改善藻类的机械性能和化学稳定性,因为天然藻类非常柔软,较易破碎、降解、腐烂。Lee等[1]将马尾藻加入甲醛和HC1的混合溶液中,在室温下轻微搅拌4h后将其过滤出来,并先后用蒸馏水、3%的碳酸钠、蒸馏水冲洗,再在60℃的条件下烘干。实验结果表明,改性后的马尾藻对Al3+,Ca2+,Mg2+,Na+的吸附量远大于未经改性的马尾藻。
2 藻类对重金属的吸附效果与影响因素
2.1 吸附效果
藻类对各种重金属离子都具有较大的吸附量。
2.2 影响因素
影响藻类吸附量的主要因素有pH值、吸附时间、共存离子含量和重金属离子初始浓度等。
2.2.1 pH值的影响。
pH值影响细胞壁上的各种基因的性质,且pH值低时,氢离子会与重金属产生竞争吸附。赵玲等[2]用海洋原甲藻吸附水中的Cu2+,Pb2+和Zn2+,当pH值低于2.0时,吸附微弱;在pH值为3.0-5.0时,原甲藻对Cu2,Pb2+和Zn2+的吸附量随pH值升高而迅速增大。用马尾藻吸附UO22+,最佳pH值为4左右。
2.2.2 吸附时间的影响。
吸附时间是影响吸附量的又一重要因素。藻类吸附重金属离子一般分为两个阶段:第一阶段为物理吸附,速度较快;第二阶段的吸附是一个能量驱动的新陈代谢过程,受到能量多少(如糖份)和阻止新陈代谢过程的物质(如毒性物质KCN等)的影响,速度较慢。用马尾藻吸附Al3+,前60s的吸附速率最快。用赤潮藻吸附重金属离子,在30min内即可达到吸附平衡。用水棉绿藻吸附Cr6+,在2h后Cr6+的去除率达到96%。Klimmek等[1]用鞘颤藻吸附Pb2+和Cd2+,在前5min内对Pb2+和Cd2+的吸附量就达到饱和吸附量的90%,在30min后达到吸附平衡。
2.2.3 共存离子的影响。
溶液中的共存离子是影响吸附量的第三个重要因素。在系统中欲被分离出的金属离子称为目标离子,在溶液中,其它金属离子和目标离子都有可能结合到吸附位点上,这些其它金属离子称为竞争性阳离子。竞争性阳离子对吸附位点的占据会使目标离子的吸附量下降。各竞争性阳离子与吸附位点之间亲和力的不同,它们对目标离子影响的能力也不一样。同一种竞争性阳离子对具体目标重金属离子的影响是不同的。Williams等的试验表明,当溶液中同时存在Cu2+,Cd2+和Ni2+时,巨大昆布对Cu2+的吸附量比溶液中只有Cu2+时的小。
2.2.4 重金属离子的初始浓度的影响。
另外,由于藻类吸附重金属离子为非均相的固液反应,反应主要在固液界面进行,故吸附还受到参与反应的重金属离子的初始浓度的影响。
3 藻类吸附重金属的机理与规律
藻类吸附机理主要包括离子交换、表面络合反应和特殊基团的静电吸附等。赵玲等证实重金属离子不仅与原甲藻发生离子交换,而且与原甲藻细胞壁上的酰氨基和羟基进行共价结合。Gupta等用水棉绿藻吸附Cr6+,在pH值小于3时离子交换起到了主要作用,而当pH值大于3时则主要是靠吸附剂表面基团的物理吸附。
4 结语
藻类吸附法处理重金属废水具有高效、经济、简便、选择性好的优点,特别是对于一些传统方法不能有效处理的低浓度重金属废水有着独特的应用价值。此外,通过改性处理,可进一步提高藻类的吸附效率和选择性,因此它是一种极有发展前途的处理含重金属废水的技术。值得一提的是,除了一些个别的应用以外,大多数利用藻类吸附剂的处理方法均处于实验阶段,在实用化或工业化应用上还有许多问题有待研究,如处理量少、周期较长、废水往往需要预处理等。但通过不断的研究和改进,藻类富集技术将成为一项高效而实用的废水生物处理技术,从而在废水处理实际应用中发挥出其巨大的潜力。
摘要：介绍了藻类吸附法处理重金属废水的研究现状,讨论了不同藻类的预处理方法和吸附能力,总结了藻类吸附水中重金属的效果、影响因素、机理和规律,展望了藻类在重金属废水处理中的应用前景。
关键词：藻类,生物吸附,重金属,废水
参考文献
[1]Gupta VK,Shrivastava A K,Jain N.Biosorption of chromium(Ⅵ)from aqueous solutions by green algae spirogyra species[J].Water Research,2001,35 (17 ):4079-4085.
去除废水 篇9
废水中氨氮的处理技术一直是各国学者研究的热门课题。脱氨方法有很多,目前在工业上应用的主要有生物脱氮法、吹脱法、折点加氯法、离子交换法等。生物脱氮法适用于处理含有机物的低氨氮浓度废水,该法技术可靠,处理效果好,主要应用于化工废水和生活污水的处理,但运行维护不易[1]。对于高浓度无机氨氮废水,如化肥废水、催化剂废水,目前工业应用较多采用吹脱法。折点加氯法和离子交换法适用于不含有机物的低浓度氨氮的废水处理[2],两种方法都具有一定的局限性,前者氯的投量大,产生大量消毒副产物,增加了饮用者的致癌危险,现在已经很少使用;后者一般采用沸石作为离子交换介质,需要用食盐进行再生,成本较高,宜于小型水厂采用[1,3]。因此有必要开发新的除氨氮技术,而采用ED技术除氨氮在国内外文献资料中鲜有报道。
电渗析的原理是在外加直流电场的作用下,利用阴阳离子交换膜对水中离子的选择透过性,阳离子透过阳膜迁移到阴极液中,阴离子透过阴膜迁移到阳极液中,从而达到浓缩、纯化与分离的目的[4]。ED在食品和除盐工业中已被大量采用[5],比如,乳清和白酒稳定化,蛋白质溶液的提纯[6],有机和无机酸的回收利用[7],分离氨基酸和蛋白质[8]等。近年来在水处理领域中ED的应用也得到不断的研发,比如,电镀废水中金属的回收利用,矿业工艺废水重金属回收,放射性废水的处理,去除饮用水中硝酸盐[1],污水中硝酸铵的处理,污水中铅离子的去除,去除苦咸水中的氟化物等。本试验采用ED去除不含有机物的水中的低浓度氨氮,在适宜的条件下,可达到90%以上的去除率。同时优化运行参数,对几个重要的影响因子进行考查分析,得出最优化的整体运行参数。这些影响因子包括原水pH值、离子浓度、氨氮浓度、流速、温度、电压等,试验分析结果显示,一般情况下,除了离子浓度,其他因素的影响近乎可以忽略。试验表明,ED除氨氮是可行的,它具有工艺简便、无需投加化学药剂[1]、去除效率高、运行稳定、维护费用低[10]、影响因素少等优点。
1 试验装置及方法
电渗析器的性能参数为:尺寸规格为200 mm×200 mm;组装方式为卧式组装,一级一段,每段6对膜;极板为钛镀钌网电极;膜为聚丙烯异相膜。电渗析器由极板、离子交换膜和隔板组成。
当含NH3-N的废水通入时,在直流电场作用下,产生NH+4和OH-的定位迁移。离子迁移结果使废水得到净化,NH3得到浓缩。试验装置如图1所示。试验前,先将自来水在水箱里陈化1 d,以防止自来水中余氯对电渗析膜的腐蚀。陈化后,往水中加入一定量的氯化铵,充分搅拌,使之完全溶解并分布均匀。再将配好的含氨氮水用潜水泵压入处理设备,由于电渗析对进水要求比较高,在原水进入ED装置之前,先经过一个过滤装置。ED淡水和浓水的出水都回流进入水箱,循环流动。
为防止膜堵塞,试验中间歇轮换阴阳极(EDR)[11],换极时间间隔为30 min～40 min,并且在试验过程中密切关注出水流量变化。试验中,电流保持在0.3 A～0.45 A之间,水温保持在17.3 ℃～22.0 ℃之间。
2 结果与讨论
去除效率以及浓度影响因子。
本试验考查的浓度变化范围为2.5 mg/L～10 mg/L,可以看出,除了刚开始试验时,设备未达到稳定运行的状态使去除率较低,其他时候ED对氨氮的去除率都达到稳定而较高的水平,平均去除率达89.92%;如果除去前两天的试验数据,平均去除率可达92.70%。可见,在试验的浓度范围内(<10 mg/L),ED对氨氮具有较高的去除效率。
浓度对去除率的影响主要体现在浓度差对扩散系数的影响上,而扩散系数又会影响表观迁移率,最后反映到对总迁移率的影响上[9]。很多研究人员用ED除盐或者去除其他离子(如氟离子、铅离子等),一般规律为:浓度增大,去除率随之上升,当浓度上升到一定程度后,去除率上升不明显,趋于稳定。T.Mohammadi等认为,高浓度时易发生浓差极化,妨碍了去除率的进一步上升。
在本试验考查的氨氮浓度范围内,进水氨氮浓度对氨氮去除效果几乎没有影响。极限电流密度(LCD)是ED研究和运行中最为重要的一个参数,除了受膜结构的影响外,LCD还受原水pH值、浓度、离子浓度等的影响,而这些也正是影响ED分离效率的主要因素[12]。
3 试验结论
羟基磷灰石去除废水中的Fe3+ 篇10
本工作以天然磷矿粉为原料制备HAP, 研究了HAP加入量、反应时间、反应温度、初始模拟废水p H等因素对不同初始Fe3+质量浓度废水中Fe3+去除率的影响。
1 实验部分
1.1 试剂和仪器
实验用试剂均为分析纯。含F e3+废水由Fe (NO3) 3·9H2O配制。
PHS-3C型p H计:上海仪电科学仪器股份有限公司;UV-1100型紫外-可见分光光度计:上海美谱达仪器有限公司;DZF-6050型真空干燥箱、HJ-4型多头磁力加热搅拌器:江苏常州国华电器有限公司;SZ-93型自动双重纯水蒸馏器:上海亚荣生化仪器厂;FA-1004型电子天平:上海舜宇恒平科学仪器有限公司。
1.2 HAP的制备
按照文献[9]的方法由天然磷矿粉制备HAP。
1.3 含Fe3+废水吸附实验
分别取100 mL不同初始质量浓度的含Fe3+废水置于250 mL烧杯中, 用浓硝酸或氨水调节废水pH, 加入一定量的HAP, 于不同温度下吸附反应一定时间, 静置后过滤, 测定滤液中Fe3+质量浓度。
1.4 分析方法
采用HJ/T 345—2007《水质铁的测定邻菲啰啉分光光度法》[10]测定废水中Fe3+质量浓度。
2 结果与讨论
2.1 最佳HAP加入量的确定
在室温、未调节初始废水pH、反应时间为30min的条件下, HAP加入量对Fe3+去除率的影响见图1。由图1可见:随HAP加入量的增加, Fe3+去除率先缓慢增加;当HAP加入量增至1.3 g/L后, 随HAP加入量的增加, Fe3+去除率显著增加;当HAP加入量大于1.6 g/L时, Fe3+几乎被完全去除。这是由于随HAP加入量的增加, 提供Fe3+吸附的点位增加, 因此Fe3+去除率逐渐增大。
初始Fe3+质量浓度/ (mg·L-1) :●100;■150;▲200
HAP加入量对反应后废水pH的影响见表1。由表1可见, 随HAP加入量的增加, 反应后废水pH逐渐升高。由于HAP是一种固体碱[11], 因此在酸性Fe3+溶液中会发生溶解, 使反应液pH升高, 导致溶液中的Fe3+发生水解反应[12], 形成沉淀, 从而影响HAP对Fe3+的吸附。因此为避免Fe3+的水解, 以及考虑经济原因, 后续实验选择HAP加入量为1.0 g/L。
2.2 最佳反应温度的确定
在未调节初始废水pH、反应时间为30 min的条件下, 反应温度对Fe3+去除率的影响见图2。由图2可见, 随反应温度的升高, Fe3+去除率逐渐增大。这说明HAP去除Fe3+的过程是吸热过程。但反应温度过高, Fe3+较易发生水解。因此为减少Fe3+水解反应的发生, 后续实验选择在室温下进行。
2.3 最佳初始废水pH的确定
在反应时间为30 min的条件下, 初始废水pH对Fe3+去除率的影响见图3。由图3可见:当废水pH小于3.00时, 随废水pH的增加, Fe3+去除率显著增加;当废水pH为5.00时, 不同初始Fe3+质量浓度废水中的Fe3+均被完全去除。
初始Fe3+质量浓度/ (mg·L-1) :●100;■150;▲200
初始Fe3+质量浓度/ (mg·L-1) :●100;■150;▲200
反应前后废水p H的变化见表2。由表2可见, 不同初始Fe3+质量浓度条件下的废水在反应后p H均有所升高。由于HAP是一种固体碱, 在酸性Fe3+溶液中会发生溶解, 并可能与溶液中的H+发生反应。由反应后废水pH升高可见HAP在溶液中的溶解速率大于与H+发生反应的速率。废水pH上升易导致Fe3+水解, 影响HAP对Fe3+的吸附。因此综合考虑, 实验选择控制初始废水pH为3.00。
2.4 最佳反应时间的确定
在室温、HAP加入量为1.0 g/L、初始废水pH为3.00的条件下, 反应时间对Fe3+去除率的影响见图4。由图4可见:随反应时间的延长, Fe3+去除率逐渐增加;当反应时间为30 min时, 初始Fe3+质量浓度为50 mg/L的废水中Fe3+基本去除完全;初始Fe3+质量浓度为150 mg/L的废水处理90 min后, Fe3+去除率可达99.89%, 剩余Fe3+质量浓度为0.15mg/L;对于不同初始Fe3+质量浓度的废水, 经过一定时间的处理后, 剩余Fe3+质量浓度均可低于0.30mg/L, 达到GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》的要求。
初始Fe3+质量浓度/ (mg·L-1) :●50;■100;▲150;◆200
3 结论
以HAP作为吸附剂, 去除废水中的Fe3+, 最佳反应条件为:HAP加入量为1.0 g/L, 初始废水p H为3.00, 反应温度为室温。在最佳条件下, 处理初始Fe3+质量浓度为150 mg/L的废水, 反应90 min后Fe3+去除率为99.89%, 处理后废水中Fe3+质量浓度为0.15 mg/L, 低于0.30 mg/L, 达到GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》的要求。
参考文献
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