电解氧化法（精选9篇）
电解氧化法 篇1
摘要：采用三元微电解—Fenton试剂氧化法处理COD为60～90 mg/L的石化废水。三元微电解工艺最优条件为:m(铝屑)∶m(铁屑)∶m(活性碳)=1∶2∶2,废水初始pH 4～5,微电解时间45 min。Fenton试剂氧化工艺最优条件为:H2O2加入量0.6 mL/L,废水pH 4,氧化时间30 min。在此条件下,石化废水最终出水COD小于30 mg/L,总COD去除率达到71.0%以上。
关键词：三元微电解,Fenton试剂氧化,石化废水,废水处理
石油化工废水种类繁多,组成复杂,具有高毒性、高COD、高氨氮、高盐分等特点。目前对其治理的技术发展趋势可以概括为:加强预处理,提高二级处理,配套深度处理。深度处理过程包括去除悬浮固体、去除难生物降解物质、去除溶解性固体、灭菌及除盐等。目前深度处理多采用活性炭吸附法,但存在运行费用较高的缺陷。为寻求更经济的深度处理方法,许多学者进行了大量深入的研究。
铁碳微电解法作为预处理方法在许多废水处理领域得到应用[1,2,3,4,5,6,7],但该法的处理能力难以达到深度处理要求。Fenton试剂氧化法是利用Fe2+催化H2O2产生羟基自由基对废水中难降解有机物进行氧化处理的高级氧化工艺,处理效果明显,但单独使用处理成本较高。如果将微电解反应与Fenton试剂氧化法联合处理废水,由于微电解反应中产生一定量的Fe2+,因此后续Fenton试剂氧化反应中只需加入适量的H2O2[8,9,10]。
本工作采用三元微电解—Fenton试剂氧化法深度处理某石化企业的石化废水,考察了各工艺单元的影响因素,探讨了微电解与Fenton试剂氧化法联合处理石化废水的实际效果,为联合工艺的推广提供参考。
1 实验部分
1.1 材料、试剂和仪器
实验水样取自某石化企业供排水厂出水,COD为60～90 mg/L,SS为50～60 mg/L,pH为6～8。
铁屑(Fe)、铝屑(Al):最可几粒径范围分别为1～3,1～5 mm,山东省淄博市桃花岛机床加工厂;颗粒活性炭(C):粒径为3～5 mm,市售;实验所用试剂均为分析纯。
5B-1(B)型COD快速测定仪:兰州连华环保科技有限公司;PHS-3C型精密pH计:上海雷磁仪器厂;HJ-4型四联磁力加热搅拌器:北京西化仪科技有限公司。
1.2 实验方法
(1)材料预处理:
将Fe和Al在质量分数为5%的稀盐酸中浸泡20 min,然后用质量分数10%的NaOH溶液碱洗10 min,蒸馏水冲洗;将颗粒活性炭在实验水样中浸泡30 min,使其对污染物达到吸附饱和。
(2)三元微电解:
取1 000 mL水样,加入适量处理后Fe、Al和C,调节废水初始pH,反应一段时间。
(3)Fenton试剂氧化:
取100 mL微电解反应后出水,加入适量H2O2,搅拌反应一定时间,调节废水pH至10,待沉淀完全后取上清液测定COD。
1.3 分析方法
采用COD快速测定仪测定水样COD。
2 结果与讨论
2.1 三元微电解反应影响因素
2.1.1 废水初始pH对三元微电解反应COD去除率的影响
当m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶1 ∶1、微电解时间为60 min时,废水初始pH对三元微电解反应COD去除率的影响见图1。由图1可见:随着废水初始pH增大COD去除率减小;当废水初始pH为5时,COD去除率为40.9%,比相同条件下铁碳微电解COD去除率的26.9%大幅提高。当废水初始pH较低时,氧化还原反应进行迅速,COD去除率较高;当废水初始pH升高时,主要依靠铁盐和铝盐的混凝作用去除有机物。考虑经济与技术两方面因素,确定三元微电解反应的pH为4～5。
2.1.2 微电解时间对三元微电解反应COD去除率的影响
当m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶1 ∶1、废水初始pH为4时,微电解时间对三元微电解反应COD去除率的影响见图2。由图2可见,随着微电解时间延长,COD去除率增大,微电解45 min后,COD去除率稳定在46%左右。微电解时间越长,氧化还原反应进行的越彻底,溶液中小颗粒的有机物有足够的时间向电极聚集,形成大颗粒沉淀去除。Al的金属活性比Fe的活性强,在与C构成还原体系时,金属的溶解加速,更容易发生氧化还原反应,加快了Fe-C反应体系的反应速率,溶液的pH符合铝盐最佳混凝效果的要求,混凝沉淀作用增强,因此反应速率加快,去除效果得到增强,实验确定三元微电解的最佳反应时间为45 min。
2.1.3 m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)对三元微电解反应COD去除率的影响
当废水初始pH为4、微电解时间为45 min、Al,Fe,C总质量为30 g时,m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C) 对三元微电解反应COD去除率的影响见表1。由表1可见,不同的m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)对COD的去除效果差异明显,当m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶2 ∶2时,COD去除率最大为48.5%。实验确定m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶2 ∶2较为适宜。
铝屑的加入构成的三元微电解较铁碳微电解对废水pH有着较宽的适应性,反应速率和处理效果都有了不同程度的提高和增强[11,12,13,14,15,16,17,18]。废水经过微电解后COD已经得到一定的去除,而且微电解出水中的Fe2+可作为Fenton试剂的铁源,后续的Fenton氧化中只需投加少量的H2O2,减少了Fe2+的使用,节省了药剂,不但可以做到“以废治废”,还能减少药剂污染。
2.2 Fenton试剂氧化影响因素
2.2.1 废水 pH对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响
当H2O2加入量为1 mL/L、氧化时间为40 min时,废水pH对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响见图3。
由图3可见,当废水pH为4时,COD去除率最大,而废水pH过高或过低时,COD去除率均有所下降。Fenton试剂在酸性环境下发生的反应见式(1)和式(2)[19]。
undefined-+·OH(1)
undefined2·+H+(2)
如果废水pH过低,H2O2的稳定性较高,分解缓慢,不利于·OH的生成,也会抑制Fe3+还原成Fe2+,使催化反应受阻;如果废水pH过高,则会抑制·OH的产生,溶液中Fe3+和Fe2+生成絮凝沉淀,失去催化能力,COD去除率下降,故最佳的Fenton氧化反应废水pH为4。
2.2.2 H2O2加入量对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响
m(H2O2) ∶m(Fe2+)是影响Fenton试剂氧化处理效果的一个关键因素,该值小于1时,Fe2+主要是起混凝作用,只有m(H2O2) ∶m(Fe2+)大于1时,Fe2+可以催化H2O2产生的羟基自由基起到氧化作用。实验测得三元微电解反应出水溶液中Fe2+为60 mg/L,当氧化时间为40 min、废水pH为4时,H2O2加入量对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响见图4。由图4可见,当H2O2加入量为0.6 mL/L时,COD去除率最大为47.5%。随着H2O2加入量的增加,体系中·OH的数量逐渐增加, 氧化降解效果不断增强,COD降低明显;当H2O2 加入量过大时,反应一开始Fe2+就被氧化成Fe3+,不但抑制了·OH的产生,而且H2O2本身也成为·OH的清除基团, 使得废水中与污染物有效反应的·OH数量下降, 使处理效果有所下降。此外过量的H2O2增大了COD,使COD去除率下降。因此实验确定H2O2加入量为0.6 mL/L,即m(H2O2) ∶m(Fe2+)为5 ∶1。
2.2.3 氧化时间对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响
当废水pH为4、H2O2加入量为0.6 mL/L时,氧化时间对Fenton试剂氧化反应COD去除率的影响见图5。
由图5可见,在氧化时间为0～30 min时,COD去除率随时间的延长而呈线性关系快速增大,当氧化时间为30 min时,COD去除率达到最大值为54.5%。故确定Fenton试剂氧化时间为30 min。
2.3 综合实验
在m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶2 ∶2、废水初始pH为4～5的条件下进行三元微电解反应45 min;取微电解反应后出水,在H2O2加入量为0.6 mL/L、氧化时间为30 min的条件下进行Fenton试剂氧化反应,三元微电解—Fenton试剂氧化法处理石化废水的效果见表2。由表2可见,处理后出水COD降至30 mg/L以下,COD总去除率可达到71.0%以上。
3 结论
a)采用三元微电解—Fenton试剂氧化组合工艺深度处理石化废水。实验结果表明,处理后出水COD可降至30 mg/L以下,且微电解出水中的Fe2+可作为Fenton试剂的铁源,后续的Fenton氧化中只需投加少量的H2O2,减少了Fe2+的使用,节省了药剂,不但可以做到“以废治废”,还能减少药剂的污染,为废水的回用提供了条件。
b)三元微电解的最佳工艺条件:m(Al) ∶m(Fe) ∶m(C)为1 ∶2 ∶2,废水初始pH为4～5,微电解时间为45 min;Fenton试剂氧化的最佳工艺条件:H2O2加入量为0.6 mL/L,废水pH为4,氧化时间为30 min。在此条件下处理某石化出水, COD总去除率可达到72.0%左右。
电解氧化法 篇2
微电解-催化氧化-吸附法处理二硝基苯废水
二硝基苯生产废水具有硝基苯类化合物浓度高,盐量高,难降解等特点.CODCr的平均质量浓度为10 g/L,含盐量达30 g/L.采用微电解-催化氧化-吸附法对该废水进行处理.结果表明:经微电解处理后硝基苯类物质的去除率可达90%以上,铁碳还原后的废水再经催化氧化和活性炭吸附后,废水的.CODCr去除率达到96%,硝基苯类物质、色度的去除率接近100%,出水可达到<污水综合排放标准>(GB8978-1996)规定的三级排放标准,是一种效果良好的二硝基苯类废水的处理方法.
作 者：丁军委 江秀华 DING Jun-wei JIANG Xiu-hua 作者单位：青岛科技大学化工学院,山东,青岛,266042刊 名：工业安全与环保 PKU英文刊名：INDUSTRIAL SAFETY AND ENVIRONMENTAL PROTECTION年，卷(期)：32(6)分类号：X7关键词：二硝基苯 微电解 催化氧化 吸附
电解氧化法 篇3
该专利涉及一种电解氧化法工业废水处理复合催化剂及其制备方法。以磺化聚苯乙烯树脂为载体, 以Fe2+, Mn2+, Cr3+, Cu2+为活性组分, 采用离子交换法, 将各种活性组分分别负载于磺化聚苯乙烯树脂载体上, 制得催化剂前体A、催化剂前体B、催化剂前体C和催化剂前体D;取前体各组分混合得到复合催化剂。该复合催化剂催化活性高, 活性组分分散性好, 硫化性能优越, 载体真密度小, 耐腐蚀, 成本低, COD去除率大于等于75%, 催化剂使用寿命较长。/CN 103721746 A, 2014-04-16
电解氧化法 篇4
微电解-催化氧化处理染料废水的试验研究
简述微电解-催化氧化工艺处理染料生产废水的试验过程,通过对主要工艺段的`调试,确定了各工艺的控制条件. 结果表明:废水COD质量浓度为4?300?mg/L,色度为400倍时,该工艺处理废水COD可降至154?mg/L, 色度为32倍,出水水质达到国家污水综合排放二级标准.
作 者：吴炳智 徐卫东 陈建中 吴文卫 WU Bing-zhi XU Wei-dong CHEN Jian-zhong WU Wen-wei 作者单位：吴炳智,陈建中,吴文卫,WU Bing-zhi,CHEN Jian-zhong,WU Wen-wei(昆明理工大学,环境科学与工程学院,云南,昆明,650093)徐卫东,XU Wei-dong(蓝星环保设备有限公司,江苏,宜兴,214200)
刊 名：昆明理工大学学报(理工版) ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF KUNMING UNIVERSITY OF SCIENCE AND TECHNOLOGY(Science and Technology) 年，卷(期)： 31(6) 分类号：X7 关键词：微电解 催化氧化 染料废水高硫煤电解催化氧化对煤质的影响 篇5
1 试验部分
1.1 试验样品
试验所用煤样来自山西石珂节高硫煤矿。主要煤质分析见表1。
(注:StSoSpSs分别代表全硫、有机硫、硫酸盐硫、硫铁矿硫,下同;Mad、Ad、Vdaf分别代表水分、灰分、挥发分)
1.2 煤的电化学脱硫试验
电解装置为电解反应器,采用石墨做阳极,不锈钢做阴极,无隔膜。将煤粉(-0.074mm)分散于电解质溶液(NaBr以及催化剂MnSO4)中搅拌均匀,放入电解池中,恒定电流下处理一定时间,将处理后煤浆过滤,冲洗至中性,真空干燥后用于硫的测定。
1.3 热失重分析
选择原煤样和电化学处理后的煤样,在选定的热失重条件下(热失重升温速率10℃/min,初始温度100℃,终点温度800℃),利用热失重仪器(上海分析仪器厂生产的WRT—3P型热失重仪)研究原煤和电化学煤的热失重行为和燃烧性质的变化。
1.4 FT-IR分析
用MB104型傅立叶变换红外光谱仪,测试电化学处理前后有机硫模型化合物的表面官能团变化。
2 煤的脱硫指标的计算
脱硫率=[(Sa-Sb)/Sa)]×100%
式中:Sa、Sb分别为电解前后煤样的含硫量。
质量回收率M=M2/M1×100%
式中:M2代表过滤后煤样的质量,M1代表原煤样的质量。
降灰率Aad=[(A1-A2)/A1] ×100%
A1、A2分别为反应前后灰分含量。
3 结果与讨论
3.1 脱硫后精煤产物的成分分析
在适宜的电解脱硫条件下(电解电流1.0A,煤浆浓度0.03g/mL,电解质浓度为0.4 mol/L,煤粉粒度-0.074mm),以MnSO4为催化剂进行电化学反应4h,对脱硫产物和原煤进行成分分析,结果见表2。反应后精煤回收率99.76%。
由表2可知,电化学催化氧化后煤中硫含量显著减少,全硫脱除率为82.5%,其中无机硫脱除率高达90%,有机硫脱除率为50.5%。表明电化学反应可以使煤样中的硫分有效脱除;而且基本上达到了无机硫和有机硫同步脱除的目的。由此还可以看出,电化学反应后煤中灰分含量有所降低,较反应降低了17.48%,这是由于脱硫的同时脱除了煤中的其他矿物质,从而降低了灰分含量;同时可以看出电解后煤的发热量相对原煤有所提高,增加了1.88%,表明电化学脱硫可以提高精煤的发热量,原因是煤中无机矿物质和部分有机硫化合物的脱除,提高了精煤中C质量的分数,这与热失重分析测出的结果一致。从失重分析可以看出着火点和燃尽点都相对的提前了,表明煤样经电化学处理后燃烧性能好,活化性能变好了。
(注:Aad和Q分别代表灰分和发热量)
3.2 煤的热失重分析
以山西石坷节煤样为原料,在适宜的电解脱硫条件下(电解电流1.0A,煤浆浓度0.03g/mL,电解质浓度为0.4 mol/L,煤粉粒度-0.074mm),以MnSO4为催化剂进行电化学处理4h,利用上海总厂分析仪器厂生产的WRT-3P型热失重仪研究原煤和电化学煤的热失重行为和燃烧性质的影响。
图1(a)、(b)中d代表程序升温条件下煤样重量随温度变化的TG曲线示意图。TG曲线表示加热过程中样品失重的累积量,为积分型曲线,其纵坐标表示剩余比例(%)。c代表DTG失重率。
对比图a、图b可以看出:
(1)TG曲线在温度为100℃～300℃时开始失重偏离基线的温度,其他温度TG曲线电解前后基本上相同。影响失重偏离的因素很多,出现上述现象可能是样品粒度不均匀,样品中还有一定的残余水分等都有可能影响样品的反应热。
(2)通过对比可以明显看出电化学处理前后煤样对失重率(DTG)曲线影响显著。从图中可以看出原煤着火点是445℃,燃尽点是603℃,电解后煤样着火点是410℃,燃尽点是535℃,着火点和燃尽点都相对地提前了,表明煤样经电化学处理后燃烧性能变好,活化性能变好了。这是由于煤在电解时,由于电极之间的极化作用,使其煤表面的孔隙度增加了,煤与电解液和电极表面的接触面积增加,即电解的表面积增大,有利于反应的进行。
(3)通过分析电解前后失重率(DTG)曲线发现,电化学处理后的煤样在温度为423.5℃时出现一个峰值,这是由于在常温下以锰离子为催化剂,锰离子具有一定的不饱和轨道,燃烧时具有催化作用,加速了煤的燃烧,其次在电解过程中加入的电解质NaBr和H2O在电解过程中生成了Br2和BrO-,Br2和BrO--与H2O反应生成HBr和HBrO,而Br2,HBr,HBrO可以对煤分子中不饱和碳碳键有一定的加成作用,对煤的燃烧起到了一定的催化作用。
3.3 电化学处理前后煤的红外光谱分析
煤是一种不均匀,非晶态物质,随成煤地质条件和年代不同其有机物含量不同,其红外光谱有其自身的特点。因此,对原煤和电化学处理后的煤样,利用MB104型傅立叶变换红外光谱仪测试电化学处理前后有机硫模型化合物的表面官能团的变化。
比较图2中a和b可以得出:
(1)2920cm-1～2850cm-1处吸收峰为环烷烃和脂肪烃CH3的伸缩振动,该处的吸收峰强度基本上没有生变化,且在环烷烃和脂肪烃未被氧化成羰基,表明煤质结构没有发生变化。若对煤质造成影响,煤支链遭受氧化,将生成羰基,然而脱硫后的煤样红外光谱上没有在1700cm-1处出现羰基的特征吸收峰。证明了煤质结构没有发生大的变化[2]。
(2)图(b)在2696cm-1处出现吸收峰为羟基的伸缩振动,这可能是-SH氧化成了羟基的结果。
(3)1541cm-1处吸收峰为大部分芳烃,778cm-1吸收峰为取代芳烃,这些吸收峰的增强与电化学处理时两电极对煤表面的催化氧化有关,在电化学电极作用下,煤孔隙度增大,其比表面加大,使电极反应的效率不断提高,在红外光谱上表现为伸缩振动增强。也可能是电解过程中煤分子中不饱和碳碳键还发生了加成反应,致使脱硫后煤分子的芳香稠化度降低,并存在一定的增重现象。进一步验证了电解过程中煤分子中不饱和碳碳双键发生了加成反应。电化学反应前后煤的主要官能团吸收峰变化不明显,表明电化学脱硫对煤的结构性质影响不大。
(4)电解后煤样在1077cm-1处的吸收峰为亚砜基、540cm-1处的吸收峰为芳香双硫,两处吸收峰电解后明显减弱,表明煤样经电化处理后脱除掉了一部分有机硫,但脱除效果很低。
4 反应机理
根据空白试验,在最佳反应条件下,不通电流的情况下搅拌4h测得脱硫率为44.32%。这一结果说明未通电流也能脱除部分的硫,主要是因为NaBr和H2O反应生成了Br2,Br2遇水生成的HBr和HBrO,而Br2、HBr、HBrO对煤分子中不饱和碳碳键进行加成反应,从而可以相应地促进煤的脱硫反应进行[3]。但是脱硫过程主要由电化学反应来完成,试验证明了这样的反应机理:煤中的黄铁矿首先在阳极表面被氧化成硫酸亚铁和单质元素硫,生成的硫酸亚铁又进一步被氧化成硫酸铁。硫酸铁做为氧化剂,在溶液中进一步与煤中的有机硫和黄铁矿反应,使黄铁矿又被氧化成硫酸亚铁和单质硫,单质硫又进一步氧化为硫酸,导致煤中C-S-C化学键断裂,将煤中脂肪硫氧化成二硫化合物,噻吩硫氧化成飒或亚飒,飒和亚飒水解为硫酸根离子,实现煤的深度净化[4]。同时阳极区的二价锰离子,在电解过程中构成了Mn2+→Mn3+→Mn2+电解循环,从而可以相应地促进煤的脱硫反应进行。
5 结 论
利用红外光谱(FT-IR)、热失重分析(TG)等必要的测试仪器研究了电化学催化氧化脱硫对煤质的影响,研究结果表明,电化学催化氧化后煤中硫含量显著减少,全硫脱除率82.5%,其中无机硫脱除率高达90%,有机硫脱除率为50.5%。这表明电化学反应可以使煤样中的硫分有效脱除,此外还脱除煤中大量的矿物质,降低了灰分,并且使煤的燃烧性能变好了,提高了精煤的发热量,所以电化学脱硫法基本上不破坏煤的原有结构,操作条件比较温和,有希望发展成为一种经济有效的煤炭脱硫技术。
摘要：以山西石坷节煤样为原料,利用红外光谱(FT-IR)和热失重分析(TG)等主要测试技术研究了煤在酸性条件下电化学催化氧化脱硫对煤质的影响。试验结果表明,电化学催化氧化后煤中硫含量显著减少,全硫脱除率82.5%,其中无机硫脱除率高达90%,有机硫脱除率为50.5%。这表明电化学反应可以使煤样中的硫分有效脱除,此外还脱除煤中大量的矿物质,降低了灰分含量,并且使煤的燃烧性能变好,提高了精煤的发热量。论文还讨论了煤的电化学脱硫机理。
关键词：红外光谱,热失重分析,电化学,煤,脱硫
参考文献
[1]李登新,高晋生,孟繁玲.高硫煤的电化学净化对煤质的影响[J].华东理工大学学报.2001(4):169-172.
[2]赵炜,朱红,朱英.溴化钠水溶液体系中煤的电化学脱硫[J].燃料化学学报.2003(8):376-379.
[3]罗道成,易平贵,刘俊峰,等.酸性体系H2O-NaBr混合溶剂中煤的电化学脱硫研究[J].煤化工,2002(2):12-14.
电解氧化法 篇6
SOFC采用固体氧化物作电解质,电解质材料的主要作用是传导离子以及阻隔燃料气体和氧化剂气体。因此,电解质材料是整个SOFC的核心部件,电池的输出功率、工作温度等直接受到电解质材料的影响[5],电解质材料的选取对SOFC的制备有着至关重要的作用。本文综述了近年来研究比较多的几种SOFC电解质材料。
1 萤石结构固体电解质
在萤石晶体结构中[6],阴离子以面心立方点阵排列,阴离子局域四面体间隙,阳离子则位于阴离子构成的简单立方体点阵的体心,如图1所示。立方萤石型的四价氧化物MO2在掺入三价稀土氧化物Ln2O3或者二价碱土氧化物RO后,为保持电中性,在M4+1-2xLn2+2xO2-x或M4+1-xR2+xO2-x固溶体晶格内出现氧离子空位。这些氧离子空位和萤石型结构中存在的空隙均赋予某些四价氧化物(如ZrO2、CeO2等)以氧离子传导的特性[7]。
1. 1 氧化锆基固溶体电解质
氧化锆基氧化物是目前高温SOFC( 工作温度800 ~1 000 ℃)中使用最广泛的固体电解质材料。纯Zr O2不能用作电解质,主要是由于其离子导电性太差,若向Zr O2内加入5mol% ~20mol% 稀土氧化物Ln2O3或者碱土氧化物RO作为稳定剂,在室温下可使四方相或者立方相稳定存在。常用的稳定剂有Mg O、Ca O、Y2O3和Sc2O3。
氧化钇全稳定氧化锆( YSZ) 研究得最早,也是目前研究最充分的氧化锆基固溶体电解质。萤石结构的YSZ主要有两种形式,一种是3YSZ( 掺杂3mol% Y2O3的Zr O2) ,另一种是8YSZ( 掺杂8mol% Y2O3的Zr O2) 。前者的电导率低于后者,但其机械稳定性较好; 后者综合性能较好。在1 000 ℃ 时8YSZ的电导率为0. 164 S·cm-1[8],虽然低于Sc2O3稳定的Zr O2,但因为它在很宽的氧分压范围( 105~ 10- 15Pa) 很稳定、容易制备,故8YSZ为使用最广泛的氧化锆基固溶体电解质。
YSZ在中低温时电导率相对较低( 800 ℃ 时只有0. 036 S·cm- 1) ,以YSZ为电解质的SOFC的工作温度一般在1 000 ℃ 或者更高。目前对YSZ材料的研究集中在通过采用电解质薄膜化技术,降低电阻,使电池工作温度降低到800 ℃ 以下。Xin等[9]报道用甘氨酸- 硝酸盐法制备了8YSZ粉末,并用优化后的干压法制备了YSZ厚度为8 μm的阳极支撑型SOFC,在750和800 ℃ 时最大功率密度511 和791 m W·cm- 2。Huang等[10]采用溅射沉积、光刻等技术联合制备了50 ~ 150 nm的YSZ膜,在350 和400 ℃ 时最大功率密度分别为200 和400 m W·cm- 2。但是,上述两种制备工艺复杂、成本高,制备出的薄膜机械强度过低很容易发生断裂。因此,如何解决这些问题是今后YSZ薄膜化技术的研究方向。
1. 2 氧化铈基固溶体电解质
纯Ce O2属于立方萤石型结构,为N型半导体,由于离子电导率很小( 600 ℃ 时离子电导率仅为1 × 10- 5S·cm- 1)[11],不适合做电解质。当向Ce O2中掺杂少量二价碱土氧化物RO或者三价稀土氧化物Ln2O3后,会生成具有一定浓度氧空位的萤石型固溶体,其离子电导率大大增加。
稀土元素( Gd3 +、Sm3 +、Y3 +、La3 +等) 掺杂Ce O2基材料,具有较高氧离子电导率和离子迁移数,其离子电导率在中低温度下比YSZ材料高一个数量级,因此近年来其作为SOFC固体电解质受到广泛关注[12,13,14]。其中,Gd3 +、Sm3 +离子半径与Ce最为接近,它们掺杂的Ce O2基材料展现了最高电导率。对于Gd3 +掺杂Ce O2材料( GDC) ,掺杂量在10mol% ~ 25mol%时,其电导率在500 ~ 600 ℃ 明显优于氧化锆基电解质[3];Sm3 +掺杂Ce O2材料( SDC) 的Sm3 +离子与Ce O2立方萤石晶格中氧空位之间的结合焓最低,最有利于氧离子的传输,因而SDC体系具有最高的电导率[15]。20 mol% Sm掺杂的SDC材料电导率最高[16],在800 ℃ 时电导率可达0. 117 S·cm-1[3]。据报道[17],Ce O2基电解质制成的SOFC可获得较高的功率密度,500 ℃ 时可达到230 m W · cm- 2,600 ℃ 甚至达到602 m W·cm- 2。
稀土元素掺杂Ce O2基材料在中低温下具有较高电导率,具有用于中低温SOFC的电解质材料巨大潜能。但是,Ce O2基材料致密化温度高( 一般在1 400 ℃ 以上) ; 500 ℃ 以上当Ce O2基电解质处于还原性气氛下,Ce4 +会被逐渐还原成Ce3 +产生电子电导,而会导致开路电压下降、电池输出功率密度减小,大大降低SOFC的性能,这些问题使得目前为止以稀土元素掺杂Ce O2基材料为电解质的中低温SOFC还没有进行商业化应用,也是今后对Ce O2基电解质的研究需要重点解决的问题。
2 钙钛矿结构固体电解质
除了上述两类主要的萤石结构电解质,还有一些钙钛矿型氧化物( ABO3) 因其优越的电导性,也可用作SOFC的电解质材料,如Ba Ce O3、La Ga O3等。
20 世纪80 年代以来,人们发现有些钙钛矿型氧化物在450 ~ 600 ℃ 具有很高的质子电导率。1988 年Iwahara[18]研究发现,通过向Ba Ce O3中掺杂稀土材料,可以获得更高的电导率,其中,Y3 +掺杂Ba Ce O3质子电导率在600 ℃ 可达到0. 01 S·cm- 1。后来,Sharova[19]报道,Sm3 +掺杂的Ba Ce O3的质子电导率是稀土元素掺杂Ba Ce O3材料中最高的。近些年来,虽然质子导体的相关研究很多,但其要是在SOFC中应用最关键的是解决材料的稳定性的问题,尤其是Ba Ce O3基材料在CO2中稳定性很差。
1994 年Ishihara[20]和Goodenough[21]报道了掺杂La Ga O3在中温区具有很高离子电导率,之后La Ga O3基电解质受到了人们的广泛关注。对于La Ga O3基材料,A位的La3 +可以被Sr2 +、Ba2 +、Ca2+取代,B位的Ga3 +可以被Mg2 +、Fe2 +取代,为维持电中性,就会形成氧空位,从而大幅度增加离子电导率。研究表明,A位取代中Sr2+对离子电导率的提高效果最佳,而B位取代中Mg2+的效果最佳。根据Huang[22]的报道,Sr、Mg掺杂La Ga O3材料( LSGM) ,La0. 9Sr0. 1Ga0. 83Mg0. 17O2. 815在800 ℃ 下的电导率为0. 170 S·cm- 1,优于同温度下的YSZ材料和掺杂Ce O2基材料。LSGM另外一大优点是其氧离子迁移数几乎不受氧分压的影响。以LSGM作为SOFC电解质,可得到较高功率密度,800 ℃ 时可达850 m W·cm-2[23]。LSGM材料最有希望成为在中低温SOFC中应用的电解质材料,因此未来对于LSGM材料的研究趋势将是进一步解决其薄膜化难度大、高温下化学稳定性不好、机械强度低等问题。
3 电解质材料的发展趋势
经过20 世纪80 年代以来的蓬勃发展,以YSZ为电解质的高温SOFC已经投入商业化使用,但是SOFC的中低温化是其未来商业化发展的必然趋势。SOFC中低温化一种途径是对YSZ材料采用薄膜化技术降低电阻,从而提高电导率,但这种方法对制备工艺要求高。另外一种途径就是采用中低温电导率材料,近年来人们通过对电解质材料的大量研究发现稀土掺杂Ce O2基以及Ba Ce O3、La Ga O3基钙钛矿材料是中低温SOFC最有发展潜力的电解质材料。如果能优化制备工艺、降低制备成本,提高电解质材料稳定性和机械强度,选配适宜的电极材料,那么中低温SOFC有望在不久的将来实现商业化。
摘要：固体氧化物燃料电池(SOFC)作为燃料电池发展的第三代产物,它具有高燃料转化率、高功率密度和环境友好等优点,被誉为一种具有广阔应用前景的技术。本文从材料特性、发展状况、存在问题和研究趋势等方面概述了几种萤石结构和钙钛矿结构的SOFC电解质材料。中低温SOFC电解质材料是未来主要研究方向,如果能解决材料的制备成本、稳定性等问题,那么中低温SOFC有望实现商业化。
电解氧化法 篇7
微电解法结合Fenton氧化和絮凝的组合工艺近年来在废水处理领域受到关注。不仅因为微电解的填料便宜易得、能耗低、操作简单,而且可以解决单独微电解氧化还原后污染物处理不彻底的问题。产生的Fe2+可催化分解Fenton氧化过程中的H2O2,产生大量强氧化性·OH,从而进一步氧化分解有机物。另一方面,产生的Fe3+是一种很好的絮凝剂,也可以去除废水残余的有机物。整个工艺中药剂得到充分利用,减少了二次污染[11]。该组合工艺已被用于处理印染废水、煤化工废水、医药废水、垃圾渗滤液等,取得了较好效果。但在压裂废水的处理中,由于废水成分复杂、处理难度大,导致处理效果欠佳,实际应用尚待完善,且理论研究还存在诸多不足。
本工作采用微电解—Fenton氧化—絮凝组合工艺处理油田压裂废水,优化了工艺条件,以期为相似类型废水的处理提供参考。
1 实验部分
1.1 试剂、材料和仪器
30%(w)H2O2溶液、浓硫酸、Na OH、盐酸:分析纯。
阳离子聚丙烯酰胺(CPAM):相对分子质量8×106,分析纯,天津市大茂化学试剂厂生产;活性炭:果壳基,一等品,碳元素质量分数不小于21%,平均粒径3 mm,沈阳化学试剂厂生产;铁屑:某重型机械厂模具加工车间铁屑,呈不规则卷曲状。
废水:取自天津市中国海油作业区的压裂废水。废水水质见表1。
KN-COD11型消解仪:北京科诺科仪分析仪器有限公司;PHS-3S型精密p H计:上海雷磁创益仪器仪表有限公司;JJ-1型精密增力电动搅拌器:上海江星设备有限公司;PU-1901型紫外-可见分光光度计:南京荣华科学器材有限公司;2100p型浊度分析仪:美国哈希公司。
1.2 微电解实验
铁屑装填前用4%(w)Na OH溶液反复冲洗除油,再用4%(w)稀盐酸浸泡活化40 min去除表面氧化物。活性炭在使用前需用废水浸泡72 h以减少吸附作用对实验的影响。参考前期实验结果将铁屑与活性炭按质量比1∶1混合均匀后,装填于自制的柱形微电解反应器中。用4%(w)稀硫酸调节初始废水p H后,进行动态实验。
1.3 Fenton氧化实验
根据现场条件,将Fenton氧化反应温度设定为室温(25℃)。用烧杯取200 m L微电解出水,用稀硫酸调节Fenton氧化p H。在磁力搅拌下,加入30%(w)H2O2溶液,进行Fenton氧化反应。
1.4 絮凝实验
取100 m L Fenton氧化处理后水样,用Na OH溶液调节p H至9~10。加入适量CPAM,搅拌3 min后静置30 min。上层清液即为处理后出水。
1.5 分析方法
参照文献[12],采用分光光度法测定含油量,采用重量法测定悬浮物含量;采用稀释倍数法[13]测定色度;采用五日生化培养法测定BOD5[14];采用邻菲罗啉分光光度法测定Fe2+含量[15];采用重铬酸钾法[16]测定COD;采用碘量法[17]测定H2O2含量。
2 结果与讨论
2.1 微电解工段条件优化
2.1.1 初始废水p H
初始废水p H对微电解降解效果影响很大。当铁屑加入量为1.0 g/L、微电解时间为80 min时,初始废水p H对微电解工段COD去除率的影响见图1。由图1可见:随初始废水p H的升高,COD去除率先增大后减小;当p H=3.0时,微电解对有机物的降解效果最佳,COD去除率达最大值32.3%。这是因为:p H过低时,铁屑与H+反应剧烈,在体系中存在溶解氧的情况下铁屑表面快速钝化,抑制了微电解反应的进行;另一方面,铁碳微电解易在偏酸性溶液中进行,p H升高到一定程度后不利于反应的进行。因此,确定最佳初始溶液p H为3.0。
2.1.2 铁屑加入量
铁屑与活性炭加入压裂废水中,内部构成无数微小原电池,可发生电解反应,利用电极反应生成的产物与废水中的有机物反应,使其分子结构被破坏和形态发生改变,从而达到降解污染物的目的[18]。当初始废水p H为3.0、微电解时间为80min时,铁屑加入量对微电解工段COD去除率的影响见图2。由图2可见:随铁屑加入量的增加,COD去除率呈先增大后减小的趋势;当铁屑加入量由0.5 g/L增至1.5 g/L时,COD去除率最大,随后有一定幅度的减小。因此,确定最佳铁屑加人量为1.5 g/L。
2.1.3 微电解时间
当初始废水p H为3.0、铁屑加入量为1.5 g/L时,微电解时间对微电解工段COD去除率的影响见图3。由图3可见:随微电解时间的延长,COD去除率先增大后略有减小,而微电解后废水p H逐渐升高;当微电解时间为80 min时,COD去除率最大,达33.1%;当微电解时间为100 min时,微电解后废水p H升至3.6左右,COD去除率为30.9%。微电解时间过长,废水p H升高,导致微电解电极反应变弱,不利于反应进行。此外,铁屑和酸的大量消耗使Fe2+增多,致使产生的污泥量增多,增加了处理成本。因此,确定最佳微电解时间为80 min。
2.2 Fenton氧化工段条件优化
2.2.1 Fenton氧化p H
在上述最佳条件下进行微电解处理后,废水COD由3 116.0 mg/L降至2 087.7 mg/L,同时废水中含有大量Fe2+(质量浓度为426 mg/L),因而无需另加亚铁盐。当H2O2加入量为1 000 mg/L、Fenton氧化时间为60 min时,Fenton氧化p H对对Fenton氧化工段COD去除率的影响见图4。由图4可见:当p H在3左右时,COD的去除率较高;过高或过低都会导致COD去除率减小。这是因为:p H过低时,Fe2+在水溶液中形成了分解H2O2速率较慢的[Fe(H2O)]2+,导致产生的·OH数量减少,但H+含量高也会抑制Fe3+与H2O2之间的反应;当p H继续升高时,Fe3+与H2O2反应生成了中间态Fe—OOH2+,打断了·OH产生的链反应,导致COD去除率减小。由2.1.3节可知,微电解处理后,废水p H在3左右,故可以不调节p H而直接进行Fenton氧化。
2.2.2 H2O2加入量
当不调节Fenton氧化p H、Fenton氧化时间为60 min时,H2O2加入量对Fenton氧化工段COD去除率的影响见图5。由图5可见:当H2O2加入量少于940 mg/L时,COD去除率随H2O2加入量的增加而增大,原因是H2O2加入量的增加导致·OH产生量增多,因而能更多地参与到有机物的降解反应中,使得COD去除率增大[19];当H2O2加人量大于940 mg/L时,COD去除率的变化趋缓,但H2O2的消耗量持续增加,可能原因是过量H2O2会快速将Fe2+氧化为Fe3+,未形成具有催化作用的中间产物Fe(O2H)2+和Fe(OH)2,抑制了·OH的产生,导致氧化效果变差。因此,确定最佳H2O2加人量为940 mg/L。
2.2.3 Fenton氧化时间
当不调节Fenton氧化p H、H2O2加入量为940mg/L时,Fenton氧化时间对Fenton氧化工段COD去除率的影响见图6。由图6可见,当Fenton氧化时间不足120 min时,随时间的延长,COD去除率逐渐增大;超过120 min后,COD去除率的变化趋缓,且有下降趋势;120 min时Fenton氧化工段的COD去除率最高,达56.9%。因此,确定最佳Fenton氧化时间为120 min。此时,废水COD由2 087.7 mg/L降至903.6 mg/L,总COD总去除率为71.0%。
2.3 絮凝工段条件优化
铁碳微电解和Fenton氧化使得废水中存在大量Fe2+和Fe3+,而铁系化合物本身是一种很好的混凝剂,酸性条件下铁离子水解而形成Fe(OH)2+、Fe(OH)42+、Fe(OH)54+及其他带正电的多核阳离子。但单一铁盐产生的絮体较小,不易沉降,通常当絮体形成时再向体系中加入适量有机高分子絮凝剂,使水样中的带电颗粒通过电中和、网捕、架桥吸附等作用与多核阳离子反应产生絮体,从而将大颗粒污染物通过絮凝除去,以达到净化水质的效果。CPAM加入量对絮凝工段COD去除率的影响见图7。由图7可见:随CPAM加入量的增加,COD去除率先增大后减小;当CPAM加入量为120 mg/L,COD去除率最高,达24.6%。因此,确定最佳CPAM加入量为120 mg/L。此时,废水COD由903.6mg/L降至681.3 mg/L,总COD去除率为78.1%。
2.4 处理效果对比
在上述优化条件下,不同工艺的处理效果对比见图8(均以原废水COD为基础计算)。由图8可见,组合工艺的总COD去除率达78.1%,明显优于单独微电解(33.1%)、Fenton氧化(37.9%)或絮凝(7.1%)工艺。
经微电解—Fenton氧化—絮凝组合工艺处理后,废水的COD由3 116.0 mg/L降至604 mg/L,BOD5/COD由0.46升至0.62,可生化性能提高,含油量降至0.86 mg/L,悬浮物含量降至19.40 mg/L,色度降至32度,可满足油田井场的现场回注标准(SY/T 5329—2012《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》[12])。整个处理过程中,铁屑得到了充分利用。该组合工艺具有药剂加量少、占地面积小、简单易行、废水处理成本低等诸多优点。
3 结论
a)采用微电解—Fenton氧化—絮凝组合工艺处理油田压裂废水,最佳工艺条件为初始废水p H 3.0、铁屑加入量1.5 g/L(铁屑与活性炭的体积比1∶1)、微电解时间80 min、Fenton氧化时间120 min、H2O2加人量940 mg/L,CPAM加人量120 mg/L。
b)在最佳工艺条件下处理废水后,COD由3116 mg/L降至604 mg/L,总COD去除率达78.1%,3个工段的COD去除率依次为33.1%,37.9%,7.1%,出水水质满足现场回注标准。
c)采用该组合工艺处理油田压裂废水,效果远优于单独微电解、Fenton氧化或絮凝工艺,且方法简单易行、药剂利用率高。
摘要：采用微电解—Fenton氧化—絮凝组合工艺处理油田压裂废水,优化了工艺条件。实验结果表明:最佳工艺条件为初始废水p H 3.0、铁屑加入量1.5 g/L(铁屑与活性炭的质量比1∶1)、微电解时间80 min、Fenton氧化时间120 min、H2O2加入量940 mg/L,阳离子聚丙烯酰胺加入量120 mg/L;在最佳工艺条件下处理废水后,COD由3116.0 mg/L降至681.3 mg/L,总COD去除率达78.1%,3个工段的COD去除率依次为33.1%,37.9%,7.1%,出水水质满足现场回注标准(SY/T 5329—2012《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》);该组合工艺对废水的处理效果远优于单独微电解、Fenton氧化或絮凝工艺,且方法简单易行、药剂利用率高。
电解氧化法 篇8
1.1 氧化铝质量要求
氧化铝质量现行有效的国家标准是GB/T24487-2009, 其中化学成分为应符合表1的规定。
氧化铝微量元素主要包括V2O5P2O5Mn O Ti O2等。
物理性能主要包括粒度、比表面积、松装密度等项目。
铝电解厂对氧化铝的质量要求, 化学成分一般按国家标准, 也均能符合, 质量差别不大;氧化铝质量的好否更是具体体现在物理性能的优劣, 物理性能满足的程度越高氧化铝质量越好, 产品越受用户的青睐。
1.2 化学性质的影响
氧化铝的化学纯度是对原铝质量造成影响的主要因素, 除此之外, 与铝电解反应中的经济技术指标也有着直接的关联。
1.2.1 氧化钠
氧化铝存在的杂质大多为氧化钠, 一旦氧化钠的含量超标将会直接威胁到电解槽正常工作。如果出现电解质钠含量过高的情况时, 只有添加氧化铝才能够使Na F/A1F3值维持在正常值, 从而也耗费了更多的氟化盐, 同时电解槽中电解质的体积也跟着增加。根据计算, 氧化铝中氧化钠含量每增加0.1%, 每产生1t铝需要多消耗价格昂贵的氟化铝3.8kg。
1.2.2 其他氧化物杂质
氧化铝中具有的如Ti O2, Si O2, Fe203等氧化物杂质, 和铝相比更具正电性, 上述杂质元素在电解时, 会从阴极上析出, 降低原铝质量, 并对电流效率产生影响。
1.2.3 灼减
灼减具体表现为进入电解槽后, 氧化铝所释放的总水量。氟化氢气体是由于电解质中的氟化物与氧化铝中吸附的水共同反应生成, 使得氟化物排放量增加。氧化铝如果灼减量较高, 那么溶解时间也就相应较短, 所生成的结壳, 硬度与强度都较大, 能够有效降低热损失, 使其长期维持在电解质上方。但电解质熔体进入的氧化铝灼减量较高时, 因为高性能的溶解极易造成、颗粒处于游离状态, 挥发物起泡的状况。如果氧化铝的吸附的水份较多或灼减较高时, 将增加电解质中氟化物水解产生氟化氢。电解厂要求氧化铝水份少, 但水份在很大程度上取决于焙烧程度, 这就要求灼减小、比表面积大, 但吸湿性要大, 这样才能维持均衡。
1.3 物理性质的影响
氧化铝物理性质的表征指标常表现为:比表面积、磨损指数、粒度等。氧化铝的融解冰晶石熔体的速度、保温性、灰尘量、吸附氟化氢的能力以及流动等均与上述物理性质有着密切的关联。确保氧化铝物理性能的稳定性, 保持良好的流动性, 溶解性, 才能为电解槽的风动输送与自动向添加提供便利, 产品在输送与下料过程中, 增强氟化氢吸附能力, 减少飞扬损失, 发挥吸附剂的烟气净化功效, 改善生态环境, 降低氧化铝单耗。
1.3.1 粒度
粒度是氧化铝一个很重要的质量指标, 主要表现为百分比小于45μm的细颗粒与大于150μm的粗颗粒的两种主要粒级参数表现形式。大于150μm粗颗含量会降低氧化铝在电解质中的溶解速度和影响沉淀。而小于45μm细颗含量增多给电解作业带来诸多影响: (1) 因粒度细流动性差, 在流程中易堵塞, 特别是下料口电解结壳, 增加了人工清结壳的次数, 尤其氧化铝细度-45μm>20%时, 用人工捅电解槽结壳的次数明显增多; (2) 因粒度细溶解性差使电解电流分布、温度分布不均增加电耗, 据某厂测试-45μm粒度比例每增加10~12%, 每吨铝增加1%左右的电耗; (3) 氧化铝粒度细, 其吸附能力差, 增加氟化盐的消耗, 另外氟化物排放高, 不利于环境保护; (4) 氧化铝粒度细会增加其在生产流程中的飞扬损失。
1.3.2 磨损指数
氧化铝粒度与强度与磨损指数都有着决定性的关联。磨损指数越小越好, 越小表征氧化铝强度越大, 从而也能够减少烟气净化系统在运输及电解槽过程中因磨擦、碰撞而引起的粒级含量增加的情况。
1.3.3 比表面积
比表面积是单位物料外表面积和内孔表面积之和, 比表面积一般控制在60~80m2/g左右。比表面积大的氧化铝在电解质中溶解性能好、活性大, 而比表面积小的氧化铝吸附能力差不利对氟化氢的吸附, 同时在电解质中其溶解速度也会降低, 结晶度提高, 在槽底易产生沉淀。
2 氧化铝质量的控制
2.1 化学性质的控制
Na2O是氧化铝样品中含量最高的杂质, 氧化铝在碱法生产的氢氧化铝中存在两种形式的氧化钠: (1) 氢氧化铝在洗涤过程中, 并未将残留在其中母液完全清除, 降低碱含量可以通过表面活性剂使过滤滤饼脱水或大量、多次的清洗来实现。 (2) 氢氧化铝晶格中与氢氧化铝分解产生的碱相互融合, 当前还未发现有效的去除方法。所以, 为了能够降低氧化钠在氧化铝中的含量、并且在降低消耗的同时提高溶液的产量, 应当不断对分解步骤进行改良优化。生产砂状氧化铝的厂家, 因为洗涤次数多、粒度粗、粘度低、温度高, 而氧化铝样品中的Na2O低于0.40%, 氢氧化铝滤饼碱附着量低于0.06%。粉状氧化铝厂商, 因为温度低、粒度细, Na2O含量约占样品的0.50%左右, 因其进行清洗, 以使Na2O含量降低, 提高了厂家投入成本。
2.2 物理性质的控制
氧化铝物理性质的差异, 大多是因为不同的氢氧化铝锻烧与铝酸钠溶液分解过程的技术工艺所导致。
2.2.1 合理控制分解工艺
氧化铝中间产品氢氧化铝的强度与粒度在一定程度上决定了氧化铝的强度与粒度。砂状氧化铝在生产过程中, 应确保所制的氢氧化铝强度较大、粒度较粗。氢氧化铝的粒度和强度取决于分解过程的控制, 根据对产品粒度的要求, 控制生产条件, 生产出粉状的氧化铝和砂状氧化铝。中间状与生产粉状的氧化铝生产厂家, 砂状氧化铝也能够经过焙烧与分解技术的改良生产出来。提高分解温度能使氢氧化铝颗粒相对增大, 但不利于分解率和产能的提高;铝酸钠料浆溶液稀些有利于分解率和粒度增大, 但会影响到设备产能的提高;搅拌的目以保证晶种与溶液有良好的接触, 但搅拌过慢起不到搅拌的作用, 甚至还有可能造成氢氧化铝沉淀, 过快会把生产的氢氧化铝晶体打碎, 造成氢氧化铝变得更细。因此, 应该综合考虑上述各种因素对设备产能、分解率和氢氧化铝质量的影响, 优化种分作业条件, 确定比较合理的操作条件, 最终确保氢氧化铝的质量。
2.2.2 掌握合理的焙烧工艺条件
氧化铝的焙烧质量与焙烧工艺的控制有着最为直接的关联。焙烧过程不仅是氧化铝脱水的过程, 而且存在氧化铝复杂的相变过程, 不同程度的相变会导致氧化铝γ-A12O3、a-A12O3的比例不同, 它影响着产品流动性、安息角、比表面积、吸附能力等物理性质。氢氧化铝进行烘焙时, 首先必须合理控制焙烧温度, 因为氧化铝的焙烧量较高、比表面积高、a-A12O3含量较低, 通过焙烧温度的提高, 降低焙烧控制, 也易引起能耗提升。大部分研究显示, 采取低温快速焙烧工艺, 氧化铝粒度中细粒少、比表面积大, 挥发及含水均较多。
3 结语
(1) 铝电解行业企业间的竞争日具激烈, 为求生存与发展, 更应当不断完善氧化铝的化学性质与物理性质, 从而有效改善铝电解的技术经济指标, 提升金属铝质量。
(2) 氧化铝的物理性质强度和粒度在很大程度上取决于中间产品氢氧化铝的强度与粒度, 氧化铝的a-A1203、比表面积与焙烧程度与焙烧控制密切相关, 分解与焙烧控制是生产物理指标优质氧化铝的关键工序。
(3) 原铝的质量与氧化铝中的Ti O2, Si O2, Fe203等杂质等密切相关, 杂质含量过高, 原铝质量就会下降, 在一定程度上也影响着电流效率, 最终对铝电解的经济指标造成不利影响, 因此, 必须尽最大限度地降低氧化铝杂质含量。
摘要：近年来, 受全球宏观经济增速放缓的影响, 铝电解铝价下滑, 加之产能过剩, 行业内企业间的竞争日具激烈, 为求生存与发展, 铝电解厂更加注重生态环境与生产条件的改善, 并由于现代铝电解厂采用大型中间干法烟气净化与下料预焙槽技术的不断发展, 对于氧化铝材料也提出了更高的要求。对氧化铝除了要求其具有较高的纯度和稳定的质量外, 还要求其具有优良的物理性质:流动性好、强度高、溶解性好、不产生粉尘、具有较高的比表面积等。本文就氧化铝质量对铝电解造成的影响进行深入的分析, 并提出氧化铝化学及物理性能质量改善的有效策略。
关键词：氧化铝,电解铝,质量影响与分析
参考文献
[1]毕诗文, 主编.氧化铝生产工艺.化学工业出版社出版, 2006.
[2]赵清杰, 等.氧化铝厂如何满足现代铝电解用氧化铝的质量要求[J].世界有色金属, 2001 (1) :15~17.
[3]景卫兵, 等.砂状氧化铝几个重要的物理指标, 中国焦作[Z].第十届全国氧化铝学术会, 2004, 12, 99~100.
电解氧化法 篇9
1 污水分类处理的流程与方法
1.1 原料化合浸出过程的污水处理
此过程的污水含有各种细粉、硫酸和电解液的成分。将各工段的化合废水、压滤废水集中到废水回收桶中, 处理后补充到化合桶中供干粉投料时使用。干粉化合后的废水, 经压滤, 供电解工段用, 而电解过程的一部分废水处理后返回化合过程用。
1.2 电解过程的污水处理
集中收集电解过程的废水于总回收池中, 处理后, 此类废水一部分供化合过程使用, 另一部分供电解回用。
1.3 成品后处理过程的污水处理1.3.1成品漂洗水的循环处理流程
EMD生产过程中, 成品漂洗过程用水量最大, 漂洗水循环处理过程难度大而且复杂。漂洗水处理后, 直接作为第一至第五次漂洗酸水、加碱后漂洗水和未次洗酸水的循环水源。之后, 将第一、二次漂洗酸水返回工艺用, 第三至五次漂洗酸水、加碱后漂洗水则集中到反应处理池, 未次洗酸水则返回到漂洗水中。反应处理池的废水, 经压滤, 净化处理后一部分进入循环水池, 一部分供锅炉用水。
2 成品漂洗水处理的生产数据及方法说明
2.1 成品漂洗水的检测结果
第一、二次洗酸水主要含EMD轻细粉未、锰离子和硫酸。在生产过程中, 分别对各工段水样进行取样分析, 依据分析数据进行水质监控。各工段水样的锰含量、酸含量、酸值及硬度数据见表1。
2.2 数据分析及方法说明
第一、二次洗酸水处理采用的方法如图1所示, 第三至第六次洗酸水处理过程见图2。第三至六洗酸水池主要含锰离子约2 mg/L、硫酸1-2.5 g/L。将该部分水用Ba (OH) 2中和至中性, 经压滤可用作锅炉用清水, 其中的锰已经达到排放标准。加碱后洗水主要含锰离子约0.2 mg/L、微量酸、Na离子, 此时用少量NaOH中和到中性, 经压滤可用作锅炉用水, 其水质与现用河水相近, 只是其中的硫酸根离子浓度约为200 mg/L, 但在锅炉用水 (原水) 的范围之内, Na离子浓度稍高, 但不影响用作锅炉水。未次洗酸水主要是含1 g/L以下的硫酸, 可以作为首次漂洗用水, 其它成分没有什么变化, 把酸的浓度提高后更加适合返回工艺用。反中和漂洗水:其pH值约为3, 可用Ba (OH) 2进行中和处理。
2.4 生产厂区的初期雨水回收处理
EMD生产过程污水分类处理技术方案, 还涉及生产厂区初期雨水回收处理问题。本文简单介绍所设计的处理过程, 处理流程如图3所示。
3 结束语
使用上述流程和方法, EMD企业中污水量最大、难度最高的漂洗水经处理后完全实现返回工艺用水和返回锅炉用水, 既实现了余能余热的循环使用, 又解决了污水的零排放的难题, 实现保护环境的目标。此方案在广西某EMD生产企业进行实施, 实践证明在环保上实现工厂污水的零排放, 同时在成品漂洗实现漂洗水的部分余能余热的循环使用, 对工厂的节能减排有很大的作用。
参考文献
[1]周春玲.浅谈几种工业污水处理方法[J].科技论坛, 2010, (4) :279-280.