吸附法处理工业废水（精选10篇）
吸附法处理工业废水 篇1
工业的发展以及社会对环境的忽视造成了人类越来越严重的污染问题。目前国内外常用的处理方法主要包括物理法, 化学法和生物法。物理法主要有:过滤法, 沉淀法, 吸附法, 反渗透法等;化学法包括混凝法, 化学氧化法, 光催化氧化法, 电解法等。虽然这些方法通过实际应用或实验证明对工业废水的处理具有一定的效果, 但它们仍然各有弊端。其中, 物理法中的吸附法不但在技术上可行, 而且经济合理, 因此本文以甲基橙为研究对象, 探索活性炭对其吸附过程的最佳条件。
1 活性炭吸附条件优化
1.1 活性炭吸附反应的机理
用活性炭吸附法处理污水就是利用其多孔性固体表面, 吸附污水中的有机物或有毒物质, 使之得到净化。研究表明, 活性炭对分子量500~1000范围内的有机物具有较强的吸附能力, 其吸附机理为:1) 依靠自身独特的孔隙结构。活性炭是一种主要由含碳材料制成的外观呈黑色, 内部孔隙结构发达、比表面积大、吸附能力强的一类微晶质碳素材料。活性炭材料中有大量肉眼看不见的微孔, 1g活性炭材料中微孔, 将其展开后表面积可高达800~1500m2, 特殊用途的更高。2) 分子之间相互吸附的作用力。又称“范德华引力”。虽然分子运动速度受温度和材质等原因的影响, 但它在微环境下始终是不停运动的。
1.2 实验条件及方法
1) 对大小两种颗粒活性炭进行选择, 取两个烧杯, 注入一定量甲基橙溶液, 再称取等量的两种活性炭投入甲基橙溶液中并进行适当搅拌, 静沉吸附一定时间后, 取上清液过滤, 测定滤液和吸附前溶液的吸光度。从其脱色率分析出哪种粒径的活性炭对甲基橙的吸附效果更好。
2) 确定所用活性炭的粒径后, 依次改变活性炭的用量, 甲基橙浓度, p H, 吸附时间等条件并用同1) 中同样的方法进行实验, 从而探寻活性炭吸附甲基橙的最佳条件。
1.3 甲基橙的测定
用紫外分光光度计做甲基橙 (10mg/L) 的扫描谱图, 找到甲基橙在不同p H下的峰值, 测得结果可知:甲基橙在酸性条件下最大吸收波长为505nm, 在碱性条件下最大吸收波长为465nm。
1.3.1 标准曲线的绘制
配置一定浓度梯度的甲基橙溶液, 用紫外可见分光光度计测定吸光度。对所得标准曲线进行拟合标准曲线方程为:y=24.851x-0.0876, R2=0.9999。其中x为溶液中甲基橙的浓度, y为465nm处的吸光度值。因此, 甲基橙浓度的测定方法为:用分光光度计测溶液在465nm波长处的吸光度值, 根据线性回归方程计算出溶液中甲基橙的浓度。
1.3.2 脱色率的测定
在一定体积浓度的甲基橙模拟废水中加入适量活性炭中, 在一定试验条件下, 搅拌一定时间后过滤取出滤液, 用分光光度计测吸光度, 计算脱色率。
式中, A0为吸附前溶液吸光度;A为吸附后溶液的吸光度。
1.4 甲基橙主要实验参数的确定
本实验是先确定吸附过程中的某一个条件, 然后在此条件确定的基础上再探索其他实验的最佳条件。
1.4.1 活性炭的粒径选择
由于实验条件的限制, 本实验选择了两种粒径的活性炭, 即大颗粒和小颗粒, 分别取大小颗粒活性炭各2.5g分别放入两个小烧杯中, 然后向两个小烧杯中各注入10mg/L甲基橙, 将两个小烧杯放在搅拌器上同时搅拌30分钟, 然后静止沉淀, 再用过滤器过滤, 最后取各自滤液测其吸光度, 在此之前先测甲基橙溶液的吸光度。所得数据如下:吸附前甲基橙溶液吸光度:1.191;大颗粒活性炭组:0.137;小颗粒活性炭组:0.028。由数据中计算出大颗粒活性炭脱色率为88.5%, 小颗粒活性炭为97.6%。由此可知应选择小颗粒活性炭进行试验。
1.4.2 活性炭用量的选择
确定了活性炭的粒径后, 在此粒径下依次改变活性炭的用量, 即分别取1.0g, 1.5g, 2.5g, 3.0g活性炭放入小烧杯中, 并向其中注入10mg/L甲基橙溶液20ml, 然后放在搅拌器上搅拌30分钟后静止沉淀, 过滤后取滤液测其吸附前后溶液的吸光度, 所得数据如下:活性炭用量1克, 吸光度0.007;活性炭用量1.5克, 吸光度0.010;活性炭用量2.5克, 吸光度0.002;活性炭用量3克, 吸光度0.055。
由所得数据中计算出在不同用量下脱色率依次为99.4%, 99.2%, 99.8%, 95.4%。根据此数据可知活性炭最佳用量为2.5g。
1.4.3 吸附时间选择
往四个小烧杯中各加入2.5g活性炭, 并分别注入10mg/L甲基橙20ml, 然后放到搅拌器上搅拌20, 30, 40分钟, 搅拌后静止沉淀, 取滤液测其吸附前后的吸光度, 所得数据如下:搅拌时间20分钟, 吸光度为0.025;搅拌时间30分钟, 吸光度为0.023;搅拌时间40分钟, 吸光度为0.022。由此计算得不同时间下的脱色率为97.90%, 98.06%, 98.15%。根据此数据得知吸附时间为40分钟。
1.4.4 p H的确定
取2.5g活性炭于若干小烧杯中, 分别加入10mg/L甲基橙20ml, 然后调节其p H分别为2, 3, 6。放到搅拌器上分别搅拌40分钟后静止沉淀, 然后取滤液和其吸附前溶液测吸光度。所得数据如下:p H为2时, 吸光度为吸附前1.241, 吸附后0.004;p H为3时, 吸光度为吸附前1.251, 吸附后0.026;p H为6时, 吸光度为吸附前1.191, 吸附后0.022。由以上数据可知的在不同p H下的脱色率为99.68%, 97.92%, 98.15%。由此可知p H为2时吸附效果最好。
2 结论与展望
2.1 结论
最终本实验所得结果为:活性炭粒径以小粒径为好, 当甲基橙浓度为10mg/L时, 活性炭最佳投药量为2.5g, 吸附时间为40分钟, 最佳p H为2。
2.2 展望
活性炭不仅对色, 嗅去除效果良好, 而且对合成洗涤剂也有较高的吸附能力利用活性炭去除水中大部分有机物是其重要应用之一。此外, 活性炭还能有效地去除几乎无法分解的氨基甲酸酯类杀虫剂和COD、Mn等。活性炭还能有效地去除水中的游离氯和某些重金属, 且不易产生二次污染, 所以常被用于家庭用水及饮用水的净化处理工艺中。
摘要：活性炭是以含碳为主的物质作原料, 如煤, 木材, 骨头, 硬果壳, 石油残渣等, 经高温炭化和活化而成。由于其内部具有十分发达的孔隙以及巨大的比表面积, 使它有很强的吸附能力和很大的吸附容量, 可用于通过吸附方法处理污水。为了给用吸附法处理工业废水提供基础的实验依据, 本文采用活性炭吸附甲基橙使之脱色, 对吸附条件通过实验进行了优化, 并对其吸附脱色机理进行了初步探讨。本文研究活性炭对有色溶液脱色的最佳条件, 以活性炭为脱色剂, 对甲基橙有色反应液进行脱色, 并对活性炭的选择以及影响脱色效果的因素进行了详细的考察。
关键词：活性炭,吸附,甲基橙,吸光度
吸附法处理工业废水 篇2
树脂吸附法处理色酚AS生产废水的研究
采用国产超高交联吸附树脂NDA-222处理色酚AS生产过程中排放出的生产废水,取得了良好的`吸附-脱附效果.原废水呈深棕红色,TOC(总有机碳)达15 500mg/L,经酸析预处理和树脂吸附处理,出水无色透明,TOC质量浓度降低至20mg/L以下,达到国家排放标准.经原废水酸化和高浓度脱附液酸化可回收大量的色酚AS和2,3-酸.该技术先进,操作简单,经济合理,值得在色酚类染料生产废水的治理领域得到应用和推广.
作 者：张炜铭 陈金龙 张全兴 Zhang Weiming Chen Jinlong Zhang Quanxing 作者单位：南京大学环境学院污染控制与资源化研究国家重点实验室,江苏,南京,210093 刊 名：工业水处理 ISTIC PKU英文刊名：INDUSTRIAL WATER TREATMENT 年，卷(期)： 25(4) 分类号：X788 关键词：吸附树脂 色酚 废水处理吸附法处理工业废水 篇3
关键词：电吸附 深度处理 脱盐
电吸附技术[1]（Electrosorb Technology，简称EST），又称电容性除盐技术，是20世纪90年代末开始兴起的一项新型水处理技术。
电吸附技术是一种全新的水处理概念，在处理效率、适应性、能耗、运行维护以及环境友好等方面有着独特的优势，是一种非常有潜力的深度水处理技术。然而，企业在应用电吸附处理技术时的主要目的是为了部分脱除水中的盐度或某些离子[2]，对去除COD方面的内容关注不多，缺乏可借鉴的经验。
绍兴地区某污水处理厂是一家以处理印染废水为主的大型污水处理厂，目前正面临着提标升级的巨大压力。尽管已经有实际应用的报道，但电吸附技术在去除印染废水COD的效率仍然缺乏研究。鉴于电吸附高效无污染的特点及绍兴地区所面临的提标改造的要求，本项目拟采用电吸附技术对绍兴地区某污水处理厂二沉池出水进行深度处理，考察电吸附技术对印染废水深度处理应用的可行性。
1 试验装置与方法
试验以绍兴某污水厂二沉出水为研究对象，通过设计流量为0.5m3/h的电吸附中试装置的处理，达到脱盐和深度处理的目的。具体水质见下表：
1.1 试验装置与流程
1.2 试验方案
中试系统每天稳定运行6小时，取样1次，检测化验电导率、COD、pH值、TDS、氯离子、硫酸根离子、碱度等指标。
2 结果与讨论
2.1 中试脱盐效果
中试为7月17日-8月24日，流量为0.5m3/h，进水电导率平均4883.33us/cm，产水平均1451.48us/cm，浓水平均9331.11us/cm，产水平均去除率70.3%。
2.2 中试COD去除效果
中试为7月17日-8月24日，流量为0.5m3/h，进水COD平均92.3mg/L，产水平均54.4mg/L，浓水平均192.3mg/L，产水平均去除率41%。
2.3 中试其他离子去除效果
2.4 中试能耗和产水率
本次中试装有电表，模块耗电统一显示在控制柜电能表上，计算后得：
产水的吨水电耗为：2.95KW/h，本次中试产水率为70.5%。
3 结论
中试结果表明，经过常规处理后的印染废水，具有电导率高、处理难度大的特点，使用电吸附技术可对其进行深度处理，不但除盐率和产水率都可达到70%以上，对COD、TDS及其他离子均具有较高的去除率，但较高的能耗将是限制其大规模应用的主要因素，也是今后研究攻克的主要方向。
【参考文献】
[1] 韩 寒、陈新春、尚海利.电吸附技术的发展及应用[M].工业水处理，2010，30（2）：20-23
印染废水生物吸附处理法综述 篇4
传统的吸附法的工作原理主要是将活性炭、粘土等多孔物质的颗粒或粉末与废水混合, 或让废水通过由其颗粒组成的滤床, 使废水中的污染物质吸附在吸附剂表面上后被过滤除去[2]。传统的吸附法对除去废水中的溶解性有机物十分有效, 但它对于胶体和疏水性染料等物质却无能为力。活性炭具有较高的比表面积, 具有较强的脱色吸附性能, 可吸附废水中的多种有机物和金属离子, 吸附后活性炭还可以通过热空气再生循环利用, 但再生后脱色率下降, 需不断补充新炭, 运行费用较高, 所以常用作在废水处理的预处理或深度处理工段。
而与传统吸附法相比较, 生物吸附法是将活性污泥对有机物的降解的吸附和代谢降解两个过程分别在各自的反应器内进行, 这样将活性污泥充分的利用, 不仅能够通过传统的吸附作用吸收降低废水中的有机物含量, 而且能够分解吸收的有机物作为自身微生物的养料, 维持细菌的生长。由于细胞结构的复杂性使得对于生物吸附的机理研究处于争议状态, 现在普遍认为生物吸附中微生物吸收金属离子的过程主要分为有两种方式, 第一种是金属离子在细菌表面的被动吸附, 生物体细胞壁上的官能基团被动的与金属离子发生结合;第二种是活体细胞的主动吸附, 细胞表面的某些酶与细胞表面吸附的金属离子主动结合, 通过细胞壁转移至细胞内[3]。
生物吸附法始于50年代的美国, 其突出的优点是污泥负荷高, 约为常规活性污泥法的10-20倍, 抗冲击负荷能力强, 对pH和有毒物质具有很大的缓冲作用, 同时由于吸附池停留时间短, 处理费用大为降低, 运行费用不足普通活性污泥法的50%, 具有极高的经济适用性。
生物吸附的过程可以大致由上图表示, 这种方法不仅在低浓度下, 对重金属等有害物质可以被选择性地吸附去除, 还可以有效地回收一些贵重金属, 利用生物吸附法处理废水效率高, 投资小, 菌种的来源广泛, 运行费用低, 具有较强的经济价值。但是对于工业化处理废水来讲, 生物吸附法仍然具有一定的困难, 主要是由于自然状态下的微生物菌的成长能力较弱, 耐冲击性能较差, 不利于工业上生物吸附的连续性操作, 所以要想生物吸附像活性炭吸附一样应用于废水的工业化处理, 必须将微生物菌种制备成固定的颗粒。相对于工业而言, 生物吸附剂应符合以下几方面的要求, 首先是要具有较理想的物理、化学和机械性能, 适用于如全混、柱式或流化床等连续流动系统, 其次是要具备快速有效的吸附和解吸操作的能力, 同时对金属具有较好的的选择性, 以便重金属的回收利用, 最后要有较好的循环利用能力和较低的运行成本和死亡率, 以提高经济性[4]。
与传统的活性炭吸附法相比, 生物吸附法具有以下方面的优点: (1) 生物吸附法处理能力更强。生物吸附不仅能够处理可降解有机物, 对与重金属等物质也有较强的吸附作用, 处理废水的能力更强, 效率更高 (2) 生物吸附法具有较强的自我调节能力。生物吸附中存在的细菌能够自己通过不断地进行繁殖、适应、淘汰、优选产生更强的微生物菌种, 这样产生的微生物菌种不仅具有更强的适应性, 繁殖能力和处理能力更强, 同时还具有较强的抗冲击能力, 这样使得生物吸附法具有更强的自我调节能力。 (3) 生物吸附法适应性更好。由于生物吸附法中物理化学作用占主导作用, 因此对毒物、pH值、负荷以及温度的变化都有较强的适应性。 (4) 生物吸附法效果更好。生物吸附法对于可生化性的提高, 具有更好的效果, 也可以根据生产要求对吸附补充一定量的混凝药剂进行强化, 这样对于后续处理单元的工作更加方便灵活多变。
虽然生物吸附具有很多优点, 但是目前利用生物吸附技术大规模处理废水的系统却很少, 因为各方面的影响因素限制了它的大规模使用, 例如缺乏金属和生物吸附剂之间作用的动力学数据, 不能进行过程设计和放大以及经济衡算等, 因此有必要对生物吸附现象进行进一步的研究[5]。随着社会经济的发展和人们对环境问题的重视, 印染废水生物吸附处理技术一定会得到快速长久的发展, 生物吸附法一定将绽放属于自己的光彩。
参考文献
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吸附法处理工业废水 篇5
酵母菌-活性污泥法吸附处理含铬电镀废水的性能
研究了解脂假丝酵母(Candida lipolytica 1977)、产朊假丝酵母(Candida utilis 1225)和活性污泥处理含铬电镀废水的吸附与还原性能.结果表明,解脂假丝酵母对废水的pH适应范围广.当pH=3.2～6.0时,25g/L菌体对电镀废水中30.2 mg/L总铬的去除率达85.0%;对27.7mg/L Cr6+的还原率高达100%.2株酵母协同处理电镀废水,可以有效的提高铬的生物吸附效率,对30.2 mg/L 总铬的`去除率达91.1%.曝气生物吸附法研究结果表明,该法是本研究中处理含铬电镀废水最有效的方法.10g/L酵母菌,5g/L活性污泥处理50.3mg/L 总铬、46.2mg/L Cr6+水样8h后,去除率达93.8%;而当污泥浓度为10g/L时,去除率高达99.5%.
作 者：尹华 叶锦韶 彭辉 张娜 谢丹平作者单位：暨南大学环境工程系,广州,510632刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE年，卷(期)：25(3)分类号：X703.1关键词：生物吸附剂 假丝酵母 铬 电镀废水 活性污泥
混凝吸附法处理煤矿废水的研究 篇6
0.1我国目前的水资源状况
我国水资源总量不丰富, 分布不平衡, 人均占有量很低。水土资源分布不匹配, 部分地区经常遇到旱涝灾害。供需矛盾日益加剧, 用水效率不高, 浪费严重。目前, 关于水资源的保护和水土治理已经上升到国家战略高度, 水资源的保护和合理利用是实现“中国梦“的必要条件, 只有这样才能满足社会发展的需要。
0.2煤矿废水的危害
酸性强是煤矿废水的主要特点之一, 部分金属制的部件以及管道遇到酸性较强的煤矿废水时都会被腐蚀, 进而造成比较大的经济损失。Fe2+、Mn2+以及其他重金属离子大量存在于煤矿废水中, 水体中的溶解氧被这些重金属离子大量消耗, 导致水体自身的自净能力大幅度降低。水体自净能力降低会阻碍淡水生植物的生长。没有处理的酸性废水一旦排放到地表, 不但污染地表水, 还会破坏土壤的结构, 阻碍农作物的生长。
0.3煤矿酸性废水处理回用的意义
我国境内已探明的煤炭储量非常大, 我国也是最大的煤炭消费国家, 然而在煤炭的采集、转移和加工中或多或少会引起各不相同的环境问题。这些未经处理的污废水会严重恶化周边水质。严重影响周边的生态环境, 甚至导致有些地区出现沙漠化。本文希望能找到一个有效的、经济可行的方法或工艺来最大程度地解决煤矿废水污染, 为矿区周边的环境治理和经济发展提供有效的理论支持。
1 混凝吸附法
1.1 混凝机理
水体混凝机理较繁杂, 混凝机理与混凝剂的种类、水质条件等因素有关。混凝及沉淀的过程机理为: (1) 电中和; (2) 吸附架桥作用; (3) 沉积物的卷扫; (4) 颗粒碰撞原理。
1.2 吸附机理
吸附的主要原理是使用本身表面多孔且表面积大的物质 (本身有吸附能力) , 对水体中的重金属离子及其他污染物进行吸附。物理吸附和化学吸附通常使用两种吸附方式。
1.3 混凝吸附方法
1) 实验使用装置和污染物的检测方法。实验装置:烧杯、干燥剂、温度计、试管、密度计等常用仪器、电炉, 干燥器等烘干器具、紫外分光光度计、GSP-80-04型磁力搅拌器、电子分子天平、PHS-3B型精密酸度计、混凝试验六联搅拌器、冷却器、马弗炉。
2) 实验步骤和结果。
(1) 石灰沉淀实验。
实验步骤: (1) 用500 m L量筒取均匀搅拌后的水样8个放置到500 m L的烧杯里面; (2) 把烧杯放到六联搅拌器下, 用移液管分别移取Ca O12、14、16、18、20、22、24、26g/L至试管中; (2) 开启搅拌器, 使其在500 r/min的转速下搅拌25 min, 在150 r/min的转速下搅拌5 min, 在80 r/min的转速下搅拌5 min; (3) 记录在搅拌过程中“矾花”的外观和密实程度等, 停止机器运作, 大约静置15 min后, 取上清液100 m L置于烧杯中, 测定污染物的浓度和p H值。
实验结果:如果将生石灰的量加大, 则溶液中的p H值也随之增大, 若生石灰的剂量小于3 g/L, 则p H值基本没有变化, 随着生石灰的投加量超过3 g/L, 其p H值迅速升高, 因为此煤矿废水中有大量的铁离子, 最初加入生石灰时, 先使氢氧根离子与铁离子发生反应, 这样溶液中的p H值几乎不变化, 后来继续反应消耗完铁离子后, 溶液中还有较多的的氢氧根离子, 这样溶液中的p H值升高。
从实验可以得知, 如果煤矿酸性废水使用生石灰来处理, 会降低废水中的亚铁离子、锰离子等。同时, 碱性中和剂———生石灰会与硫酸根离子发生中和反应, 使部分硫酸根离子含量降低。但是, 对亚铁离子的去除效果不是很好, 最高去除率仅35%左右。
(2) 吸附沉淀实验。
实验装置:电炉、烧杯、温度计、试管、密度计等常用仪器、紫外分光光度计、干燥器, 电炉等烘干仪器、电子分子天平、混凝试验六联搅拌器、磁力搅拌器、精密酸度计、马弗炉、冷却器。
实验目的:更进一步消除废水中的重金属离子、硫酸根离子含量, 使处理后的水质达到回用水要求。
实验步骤:取均匀搅拌后的样本7个, 用1 000 m L量筒量取后置于烧杯里面;将烧杯放到六联搅拌器下, 使搅拌棒位置在烧杯正中, 然后加入不同剂量的活性炭, 吸附45 min后, 停止振荡, 然后让其沉淀20 min;用虹吸法取上清液100 m L, 放入250 m L的锥形瓶中, 进行污染物离子的测定;进而将活性炭换成活性氧化铝, 沸石后重复做上述实验。
结果分析:经过混凝实验、沉淀实验和吸附实验处理后的煤矿废水水质都能达到废水回用水质的要求。吸附实验后, 废水中主要污染物的去除情况为:87%悬浮物被去除、约90%硫酸根离被子去除、约92%的锰离子和亚铁离子被去除;当活性氧化铝加入废水后, 对废水的主要污染物的去除有:约87%悬浮物被去除、约86%硫酸根离子被去除、约88%亚铁离子和锰离子被去除;人造沸石加入废水后的去除效果为:约88%悬浮物被去除、约89%硫酸根离子被去除、约86%亚铁离子和锰离子被去除。综上可知:吸附剂活性炭处理废水的效果最好, 在活性炭吸附实验中的最佳振荡时间为40 min。而活性氧化铝和人造沸石作为吸附剂的处理效果要次之。
3) 混凝、吸附实验的影响因素。
(1) 水温影响。水温主要影响混凝剂的溶解速率, 从而降低其处理效果。当温度低时, 分子的布朗运动较慢, 这一点对于废水分子也一样。因为低温也降低了各胶体颗粒的碰撞次数, 很难形成较大颗粒的胶体, 另外, 混凝剂的化学反应会因为水温低而大大降低, 这是因为混凝剂的水解反应是一个吸热过程。低水温会使废水中的絮凝体体积细小且结构相对松散, 从而沉淀效果变得相对较差。
(2) 原水水质的影响。对原水水质影响较大的主要是废水中的悬浮物浓度以及有机物含量等。当悬浮物或有机物大量存在于废水中的时候, 废水中颗粒相互碰撞的机会就会大大增加, 从而形成的絮凝颗粒也会较大, 所以沉淀效果也相对较好。
(3) 吸附结构的影响。一般来说, 吸附剂的比表面积与其吸附能力成正比, 而吸附剂的孔结构和其表面化学性质都影响吸附剂的比表面积。
(4) p H值影响。实验得知p H值对使用有机高分子混凝剂得到的混凝效果影响相对较小。因为有机高分子混凝剂水解产生的H+会使水的p H值下降, 为了让p H值保持在最佳的p区间内, 需要适当增加碱性物质与水解产生的H+中和。
2 混凝和吸附实验结论
混凝实验后, 发现仅仅用生石灰来处理酸性废水的处理效果不理想:对硫酸根离子、锰离子、亚铁离子和悬浮物的去除率不足1/3。在酸性废水中加入活性炭等吸附剂后, 废水中的主要污染物的去除效果明显提高了, 在沸石加入后形成的絮凝体体积大且结构密实, 污染物的沉淀速度也相对较快很多。实验证明, 它对主要污染物的去除结果为:2/3左右的硫酸根离子被去除, 约90%悬浮物被去除、近90%的锰离子和亚铁离子被去除。
为了使最终处理后的水质达到回用水的水质标准, 往往在通过混凝和沉淀实验后, 再用吸附处理方式将废水中的硫酸根等污染物去除。而吸附实验用的原水来源于混凝沉淀后的上清液。实验证明此法可行且处理后的水质达到回用水要求。
摘要：随着改革开放的持续进行以及社会不断发展, 人们的经济和生活水平不断地提高, 大家对水污染的观念越来越淡薄, 此现象直接导致水污染变得越来越严重。本课题以酸性废水为研究对象, 根据煤矿废水的水质特征, 针对处理过程中的重要步骤——混凝吸附操作步骤进行理论和实验上的探讨。
关键词：煤矿废水,混凝试验,沉淀实验,吸附实验
参考文献
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吸附法处理工业废水 篇7
关键词：工业废水,处理重金属,吸附法
近年来, 废水污染已经成为制约社会经济发展的一个毒瘤, 特别是医药企业加工生产中排放的大量废水, 一旦处理不当, 很容易造成严重的安全事故。吸附法和传统的化学处理方法相比, 具有环保、可循环利用、节能、高效的特点, 因此应加大使用吸附法处理工业废水中重金属的应用研究, 充分发挥吸附法的优势, 最大程度地降低工业废水的危害性。
1 吸附法分类
1.1 物理吸附法
物理吸附主要是采用合适的吸附剂, 利用分子之间的作用力有效吸附重金属, 达到使重金属和废水分离的目的, 这种吸附方法对于溶液p H值要求较高, 常见的物理吸附剂有沸石、分子筛、活性炭等, 不仅价格便宜, 而且这些吸附剂表面有大量的通道、空腔、微孔等孔隙结构[1], 吸附表面积较大, 吸附效果非常明显, 并且可以循环利用。
1.2 化学吸附
化学吸附是指通过电子对共用或者电子转移生产配位化合物或者表面化学键, 利用这种方式吸附重金属, 常见化学吸附剂分子包括含有羧基、氨基等交联、螯合、吸附作用较好的基团, 可以快速和废水中大量的重金属离子合成形成其它化学物, 或者和重金属离子形成共价键、离子键, 实现对废水中重金属离子的有效吸附。
2 吸附法在工业废水中处理重金属的应用
2.1 活性炭
活性炭是沥青、石油、煤炭等生物有机物质经过活化、炭化等工序加工制作而成的无定形炭, 其化学性能非常稳定, 吸附性能较好, 比较面积较大, 还有丰富完整的孔隙结构, 是一种常用的重金属吸附剂。在实际应用中, 活性炭的吸附能力由化学和物理性质决定, 特别是溶液p H值和活性炭投入量对于其吸附效果有着明显的影响, 由于活性炭表面和重金属离子发生离子交换吸附, 则重金属离子所带电荷越多, 活性炭的吸附效果越好。
2.2 沸石
沸石是一种硅铝酸盐多孔矿物质, 其含有水架状结构, 沸石骨架主要是铝氧四面体和硅氧四面体, 其结构中包含很多孔道和空腔, 内表面积很大, 具有良好的开放性, 可以交换中性水分子、碱土金属阳离子, 选择性吸附和离子交换能力较好。当前我国专家学者以沸石为原材料, 使用盐、碱、酸对沸石改性, 并且通过实验研究改性沸石对于Gu2+、Pb2+的吸附效果, 实验结果验证, 沸石经过氢氧化钠改性后, 对于Gu2+、Pb2+的吸附能力更强, 速度更快, 这是由于沸石中的杂质和水分被氢氧化钠清理掉, 金属阳离子和氢氧化钠发生反应, 扩大了沸石的比表面积和孔径, 有效增强了吸附能力。
2.3 壳聚糖
壳聚糖是从柠檬酸、蟹壳、虾等发酵菌体中分离出来的一种碱性高分子多糖, 其具有无二次污染、可生物降解、无毒无味、廉价、原料丰富等特点, 在处理废水中重金属方面应用广泛。壳聚糖分子中的氨基、羟基等螯合和吸附效果明显, 并且壳聚糖和多数重金属离子吸附可以形成无污染的螯合物。
2.4 膨润土
蒙脱石是膨润土中成分最多的物质, 其性能和属性对于膨润土吸附能力有着直接影响。蒙脱石的结构是一层铝氧四面体和两层硅氧四面体的结构单元, 基于这种结构, 废水中的重金属阳离子和膨润土可以进行离子交换。同时, 蒙脱石的矿物质晶粒较小, 其比表面积比较大, 因此膨润土对于废水中的重金属有着很强的吸附能力。
2.5 生物吸附剂
生物吸附剂是指霉菌、酵母、藻类、细菌等生物体以及其衍生物, 其主要利用生物体自身的结构特征和化学成分来吸附重金属离子, 大多数的生物吸附物都可降解, 并且吸附效率高、选择性好、吸附量大、操作简单、价格便宜、来源广泛。目前, 我国专家学者研究了对生物吸附剂进行一定的化学改性, 例如, 以改性海带作为试验吸附剂, 研究其对铜金属离子的吸附能力, 试验结构表明, 改性海带的吸附量比改性之前增大三倍多。
2.6 废弃农作物
废弃农作物主要是指麦壳、树叶、秸秆、植物根粉等, 其具有可再生利用、污染少、廉价、来源广泛等特点。以小麦残留物碳黑对水溶液中Cd2+、Gu2+、Pb2+的吸附能力进行研究, 实验结果表明, 碳黑对于Pb2+吸附能力最强, 对于Cd2+的吸附能力最弱[2]。
2.7 离子交换树脂
离子交换树脂也是一种重要的吸附剂, 其对于药企加工生产废水中的重金属具有较强的吸附能力, 以离子型大孔树脂为例, 研究其对水溶液中Cr (VI) 的吸附能力, 实验结构表明, 当p H值为5.5时, 这种树脂对于Cr (VI) 的吸附量最大, 并且树脂和Cr (VI) 之间的吸附是可逆的。
3 结语
吸附法是一种常见的工业废水处理重金属方法, 这种方法廉价易得、操作简单, 因此应用非常广泛。当前, 很多吸附剂都可以通过化学、物理等方法进行改性, 极大地提高了其自身的吸附能力, 在实际应用中, 医药企业应结合废水排放物, 选择合适的吸附剂, 提高对废水中重金属的回收再利用。
参考文献
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树脂吸附法预处理兰炭废水 篇8
由于树脂吸附法处理高浓度难降解有机废水具有吸附速率快、吸附容量大、对COD和酚类的去除率高、工艺简单、能耗低、能重复使用等优点,树脂吸附法作为预处理技术既降低了废水的COD和挥发酚,提高废水可生化性,同时可回收较高经济价值的酚类物质。特别是近年来,随着新型吸附材料的不断开发,树脂吸附技术在处理高浓度有机废水领域具有很好的应用前景[12,13,14]。目前,树脂吸附法在焦化废水处理中已有研究报道,吸附酚类污染物并降低COD[15,16,17],具有较好的处理效果。但应用在兰炭废水处理中罕有报道。所以,本文研究了影响树脂对兰炭废水中酚类和其他有机污染物的吸附和脱附因素及树脂吸附污染物动力学,并讨论了树脂吸附对兰炭废水的可生化性的影响。
1 实验
1.1 树脂预处理
树脂先用95%的乙醇浸泡12 h,以去除残留在树脂孔道中的致孔剂及其他杂质,再用去离子水淋洗至流出液不混浊为止。最后用去离子水洗涤至乙醇体积分数小于1%且没有明显乙醇味。树脂层上保持10 cm的去离子水,以免树脂干裂,备用。
1.2 树脂吸附试验
1.2.1 兰炭废水调酸预处理
用体积分数为50%硫酸将兰炭废水p H调到2~3,静置过滤后分析废水的p H、COD和挥发酚。
1.2.2 树脂类型的影响
准确量取50 m L不同类型湿润树脂于1 000 m L烧杯中,各取p H为2.92的兰炭废水500 m L,并用5%氢氧化钠溶液调节废水p H为7和8,加入烧杯中,以200 r/min的转速进行搅拌,搅拌时间60 min。确定处理兰炭废水的最佳树脂。
1.2.3 树脂吸附时间和吸附量
准确量取50 m L XDA-1湿润树脂,p H=2.92的兰炭废水1 000 m L,进行搅拌吸附,每10、15、20、25、30、40、50、60、70、90、120 min取样分析COD和挥发酚,作吸附时间与吸附量的关系曲线。通过式(1)计算树脂吸附量Qt:
式(1)中Co为废水中污染物的初始浓度(mg/L),当树脂吸附平衡时,Ct=Ce,Ce为废水中污染物平衡时浓度(mg/L),V为废水体积(L),W为干树脂的质量(g)。
同时,模拟树脂吸附污染物动力学曲线。
1.2.4 p H对树脂吸附的影响
量取50 m L湿润的XDA-1树脂,500 m L不同p H的兰炭废水。不同p H的兰炭废水是通过用5%的氢氧化钠溶液中和p H=2.92的酸性兰炭废水得到。作p H对树脂吸附性能曲线。
1.2.5 树脂吸附容量
量取50 m L湿润的XDA-1树脂,分别用4、7、10、15、20 BV(BV为树脂体积)p H=2.92的兰炭废水进行吸附,作树脂对污染物的吸附容量和污染物去除率曲线。
1.2.6 树脂脱附
采用酸性乙醇(0.1 mol/L的硫酸—乙醇溶液),乙醇和碱性乙醇(0.1 mol/L的氢氧化钠—乙醇溶液)作为脱附剂,对比脱附率的大小。最终采用乙醇为脱附剂,脱附剂体积为1、2、4、5、6、7 BV,确定脱附剂体积。以5 BV乙醇对树脂进行脱附再生,5、15、25、35、45、60、70 min取样分析,以确定脱附时间。重复使用再生后的树脂,研究再生效果。
1.2.7 树脂吸附效果
采用p H=2.92兰炭废水,10 BV树脂吸附,对吸附前后BOD5/CODCr变化和吸附后出水进行气相色谱分析。
1.3 实验水样
实验废水为兰炭废水,其常规污染物指标如表1。
对实验所用的兰炭废水进行GC-MS分析,得出废水中的主要污染物是酚类物质和少量的苯系物。详细分析结果如图1。
(1)苯酚;(2)邻甲酚;(3)间对甲酚;(4)2,6-二甲基苯酚;(5)邻乙基苯酚;(6)2,4-二甲基苯酚、2,5二甲基苯酚;(7)间乙基苯酚;(8)3,5二甲基苯;(9)2,3二甲基苯酚;(10)邻苯二酚、3,4-二甲基苯酚;(11)2,3二甲基苯酚;(12)3-甲基-6乙基苯酚;(13)3-甲基-5乙基苯酚;(14)4-甲基-2乙基苯酚;(15)4-甲基-2乙基苯酚;(16)6-甲基邻苯二酚;(17)2,4,6-三甲基苯酚;(18)4-甲基邻苯二酚;(19)4羟基-2,3-二氢-1H茚;(20)6-乙基间苯二酚;(21)1-茚醇;(22)2,6-二甲基对苯二酚;(23)4-乙基邻苯二酚;(24)2,5-二甲基对苯二酚;(25)2-萘酚
1.4 实验树脂和试剂
实验树脂:实验研究采用XDA-1,树脂性质见表2。
*实验试剂:乙醇,5%氢氧化钠溶液,50%硫酸,试剂均为分析纯。
1.5 分析方法
污水COD采用连华科技水质快速测定仪(5B-3(B)型)测定。污水中的挥发酚采用国家环境保护标准(HJ 502—2009)溴化容量法测定。污水p H采用上海雷磁精密酸度计(PHS-3C)进行测定。
2 实验结果与讨论
2.1 兰炭废水调酸预处理
兰炭废水调酸过程中产生细小的颗粒物和粘附物,静置过滤后,兰炭废水中污染物含量的变化如表3所示。结合表1和表3看出,兰炭废水p H由8.15降低到2.92,COD由21 370 mg/L降低到11 140 mg/L,挥发酚由3 852 mg/L降低到2 979 mg/L。降低p H后,兰炭废水中部分酚类和有机污染物以固体形式析出,有利于树脂吸附。
对调酸后产生的物质经过滤收集,并进行GC-MS检测,分析结果如图2所示。由图2可知,调酸后析出的污染物主要是乙基苯、邻二甲苯和间二甲苯,都是煤焦油中的污染物成分。说明调酸过程破坏了这些有机污染物在水中的乳化状态,形成了颗粒物和粘附物析出。所以,调酸后的兰炭废水中污染物组分更加稳定,同时保护树脂表面不被此类污染物堵塞和粘附,使树脂吸附能力下降。
2.2 树脂类型的影响
在不同p H条件下,不同树脂对兰炭废水中COD的影响实验结果如图3所示。从图3看出,在不同的p H条件下,树脂对COD的去除效果不同,其中XDA-1树脂在p H=7条件下,出水COD小于1 920 mg/L,在p H=8条件下,出水COD小于2 438 mg/L,在这两种不同的条件下吸附效果最优。其原因是XDA-1树脂孔径对兰炭废水中的吸附质具有良好的扩散性,比表面积较大,孔容性大,吸附量大。所以采用XDA-1树脂进行实验研究与探索。
2.3 树脂吸附时间和吸附量
XDA-1对兰炭废水中挥发酚和COD的吸附量实验结果如图4。从图4看出,COD和挥发酚的平衡吸附量分别为523.02 mg/g和162.63 mg/g。实验结果表明,COD和挥发酚达到吸附平衡时间很短,在60 min基本平衡。树脂对兰炭废水中污染物具有一定吸附速率,开始时吸附速率很快,随着污染物在树脂表面和孔径的附着,阻塞了污染物的进入,同时污染物浓度降低,传质动力小,扩散阻力大,吸附速率降低,直到树脂吸附达到平衡[18,19]。
2.4 树脂吸附污染物动力学
研究树脂吸附污染物的吸附动力学,使用拟一级动力学模型和拟二级动力学模型对实验数据进行拟合处理。
式中:Qe,Qt分别为吸附平衡和任意时刻t时树脂对污染物的吸附量(mg/g);ka,kb分别为拟一级动力学速率常数(1/min)和拟二级动力学速率常数[g/(mg·min)]。针对兰炭废水中的污染物,树脂吸附COD和挥发酚的动力学曲线如图5所示。
XDA-1树脂对兰炭废水中COD和挥发酚的吸附动力学模型相关参数列于表4。从表4中可以看出,拟二级动力学模型相关系数R2大于拟一级动力学模型相关系数R2。这表明拟二级动力学模型更适于表征该树脂吸附过程。
2.5 p H对树脂吸附的影响
研究兰炭废水的初始p H对树脂吸附性能的影响。实验结果如图6所示。从图6可以看出,树脂在酸性条件下对污染物的吸附效果较好。当p H从3升至8时,COD吸附量由307 mg/g缓慢降低到295 mg/g,继续升高p H,COD吸附量急剧下降到257 mg/g。挥发酚吸附量随p H从3升至9时,由95 mg/g缓慢降低到89 mg/g,继续升高p H,挥发酚吸附量急剧下降到80 mg/g。这是因为酚类污染物属于酸性离子化合物,当溶液p H较低时,酚类物质基本以非离子状态存在,与树脂有较强的亲和力,易形成氢键吸附;当溶液p H较高时,酚类物质大部分以离子状态存在,疏水性较高,与树脂亲和力差,吸附量减小。所以,树脂吸附处理兰炭废水,一般在酸性或中性条件。
2.6 树脂吸附容量
树脂吸附一定量体积的废水达到吸附饱和后吸附能力会下降,XDA-1树脂对污染物的吸附容量曲线如图7所示,吸附量在10 BV,树脂对污染物的吸附效率降低,出水COD快速升高。所以,对兰炭废水的处理量在10 BV,挥发酚的去除率不小于98.5%,COD的去除率不小于92.2%。
2.7 脱附溶剂的影响
树脂脱附是利用有机溶剂破坏酚或有机物与树脂之间的氢键或范德华力,使其在树脂上脱附出来,恢复树脂的吸附能力。本实验采用酸性乙醇、乙醇和碱性乙醇进行脱附试验,脱附效果排序依次是碱性乙醇>酸性乙醇>乙醇。酸性乙醇,碱性乙醇的脱附率分别为83.3%,84.7%,86.6%,脱附率相差不大。考虑到脱附剂回收成本和脱附率,选用乙醇作为脱附溶剂。
2.8 脱附溶剂体积的确定
采用乙醇对树脂进行再生脱附。从图8看出,随着脱附溶剂体积的增大,脱附液中挥发酚的浓度呈现先增加后减小的趋势。当脱附溶剂体积大于5 BV时,脱附液中挥发酚的浓度趋于平衡,且挥发酚的质量浓度小于1 000 mg/L。考虑到脱附溶剂的体积增大会增加成本,以及脱附效果趋于平衡状态,所以树脂脱附溶剂体积为5BV。
2.9 脱附时间的确定
以5 BV体积的乙醇进行树脂再生,如图9所示,树脂脱附速率很快,在45 min内脱附液中挥发酚的质量浓度不变。树脂脱附酚是利用乙醇破坏酚与树脂之间的氢键,使酚类污染物快速从树脂上脱附下来。乙醇脱附过程中首先脱附树脂表面的酚类,之后乙醇进入树脂孔隙中,对树脂内部的酚类物质进行脱附。当树脂与乙醇接触时间较短时,酚类物质不能够完全脱附,残留在树脂上。因此要保证树脂与乙醇有充足的接触时间,同时提高脱附速率,树脂脱附时间为45 min。
2.1 0 树脂再生使用效果
以树脂吸附10 BV废水,再用5 BV的乙醇再生为一个周期,对树脂的重复使用对污染物的去除效果进行研究。如图10所示,反复使用30个周期,树脂对废水COD和挥发酚的去除率仍在90%以上。
2.1 1 树脂吸附法预处理兰炭废水效果
兰炭废水原水CODCr为21 370 mg/L,BOD5为3 420 mg/L,因此兰炭原水BOD5/CODCr=0.16,经过树脂吸附后CODCr为2 468 mg/L,BOD5为1 309 mg/L,因此树脂吸附后出水BOD5/CODCr=0.53。可生化性明显提升。采用气相色谱分析吸附出水中的污染物组分如图11。
从图11中看出,吸附后出水有机污染物与原水污染物图1相比较,只有溶剂二氯甲烷吸收峰出现,没有其他吸收峰,说明污染物去除率为100%。生化进水BOD5/CODCr=0.3为可生化标准,经过吸附后的兰炭废水BOD5/CODCr=0.53为易生化,所以,可以直接进行生化处理。
3 结论
(1)降低p H有利于去除乳化状态的焦油,保护树脂不被污染,而且有利于树脂对污染物的吸附。所以,树脂吸附处理兰炭废水,一般在酸性或中性条件下进行。
(2)XDA-1树脂在p H=2.92兰炭废水条件下,树脂吸附污染物平衡时间为60 min,COD和挥发酚的平衡吸附量分别为523.02 mg/g和162.63 mg/g。废水处理量为10 BV,挥发酚的去除率不小于98.5%,COD的去除率不小于92.2%。树脂吸附污染物动力学符合拟二级动力学模型。
(3)以乙醇为树脂脱附溶剂,脱附溶剂体积5BV,脱附时间为45 min,树脂再生后对污染物的去除率仍大于90%。
吸附法处理工业废水 篇9
吸附再生活性污泥法的主要优点:a) 废水与活性污泥在吸附池的接触时间较短, 吸附池容积较小, 再生池接纳的仅是浓度较高的回流污泥, 因此, 再生池的容积也小。吸附池与再生池容积之和仍低于传统法曝气池的容积, 建筑费用较低;b) 具有一定的承受冲击负荷的能力, 当吸附池的活性污泥遭到破坏时, 可由再生池的污泥予以补充。吸附再生活性污泥法的缺点:a) 对废水的处理效果低于传统法;b) 对溶解性有机物含量较高的废水, 处理效果更差, 尤其是对溶解性有机物较多的工业废水, 处理效果不理想。
吸附法处理工业废水 篇10
近年来, 一种新兴的除盐技术——电容吸附除盐法得到很大发展。它具有以下优点:产水率高、能耗低[3];除盐性能良好;生产过程绿色无污染, 对进水水质要求不高, 再生时不消耗药品;电极间距宽, 不易堵塞[4]。该技术目前在工程上主要用于废水深度处理和回用。但电容吸附法采用电极直接与溶液接触的方式, 外加电压不得超过1.6V, 否则溶液中会产生电流, 发生电解反应而增加能耗, 而且还会对电极造成损耗。
本工作针对电容吸附法的缺点, 采用绝缘电极代替传统电极, 通过电极的绝缘处理, 使电极不与溶液直接接触, 并能够在高电压下直接运行。
1 实验部分
1.1 试剂和仪器
Na Cl:分析纯, 以Na Cl溶液模拟含盐废水。
GPS-2303C型直流电源供应器:上海宇醇电子科技有限公司;DDS-11C型电导率仪:上海三信仪表厂。
1.2 实验原理
在电化学体系中, 在电极与溶液的交界处由于固液两相的化学势不同而存在双电层。双电层具有电容的特性, 可充电或放电。因此对电极施加电压时, 在不发生电化学反应的情况下, 水中离子将会富集在电极-溶液界面[5,6], 即充电过程。当模拟废水进入阴阳电极之间的通道中, 废水中离子或带电粒子在电场力作用下朝电荷相反的电极一端移动, 并吸附在电极表面的双电层中, 从而获得净化或淡化后的出水。当电极-溶液界面达到饱和或者去除电压时, 被双电层所吸附的离子会释放到溶液中产生浓盐水[7]。这样双电层在放电过程中得以再生, 废水在这种充放电过程中实现了除盐及净化。
1.3 实验装置及方法
实验装置见图1。电极材料为石墨或不锈钢, 表面采用有机高分子薄膜包裹进行绝缘处理。电极板尺寸为55 mm×80 mm, 极板间距为2 cm。过水通道与电极间用阴/阳离子膜相隔, 离子膜与电极板之间留有空间, 在吸附过程中可在电极附近形成静止液层, 使电极附近的离子吸附层不受流体流动产生的影响, 保证更稳定的除盐效果。配置不同浓度的模拟废水, 由蠕动泵送入反应器内, 电极接入外加直流稳压电源, 进行吸附脱盐反应。吸附饱和后去除电压, 放电反冲洗, 将处理后的浓盐水排出。
1.4 分析方法
采用电导率仪测定模拟废水电导率, 按照式 (1) 计算模拟废水中的Na Cl质量浓度。
式中:к为电导率, S/m;ρ为Na Cl质量浓度, mg/L。
2 结果与讨论
2.1 外加电压对出水电导率的影响
在一定的极板间距下, 电压越大, 则两极板间电场强度越大, 对离子的吸引力也越大, 因此对Na Cl的脱除效果越好。但已报道的电容吸附法, 由于电极与溶液直接接触, 外加电压不能太高[8,9,10,11]。刘海静等[12]的研究结果表明, 当外加电压超过1.6V时水中就会出现小气泡, 即发生了水的电解。水解过程会改变溶液p H, 对电极造成损害。
本工作通过静态实验 (废水流速为0) 研究不同外加电压下的除盐效果。在Na Cl质量浓度为500mg/L、反应温度为25℃的条件下, 外加电压对出水电导率的影响见图2。
由图2可见, 反应时间越长, 出水电导率越低;当外加电压为60 V时, 处理150 min后出水电导率为82.7μS/cm, 出水Na Cl质量浓度约为40 mg/L, 去除率达90.0%以上;在相同反应时间条件下, 外加电压越大, 出水电导率越低。因此, 可通过增大电压来提高脱盐效果。当外加电压提高至60 V时, 仍没有水的电解现象产生, 电极未发生腐蚀。
2.2 废水流速对出水电导率的影响
在Na Cl质量浓度为80 mg/L、外加电压为60V、反应温度为25℃的条件下, 废水流速对出水电导率的影响见图3。由图3可见, 随废水流速的增大, 电导率逐渐升高。废水流速越大, 在反应器内的停留时间越短, 而在一定的电压条件下, 离子到达电极表面的时间不变, 因此, 停留时间的缩短导致大部分离子未被吸附就流出反应器, 降低了废水处理效果。
2.3 反应温度对出水电导率的影响
在Na Cl质量浓度为80 mg/L、外加电压为60V、废水流速为36 m/s的条件下, 反应温度对出水电导率的影响见图4。由图4可见, 不同反应温度下的出水电导率相差不大, 说明温度对脱盐效果的影响不大。因为当温度升高时, 离子更加活跃, 有利于离子向电极扩散, 但同时离子也易于从电极表面脱离重回溶液中, 两种作用相互抵消, 导致温度对出水电导率的影响不明显。
2.4 Na Cl质量浓度对出水电导率的影响
在外加电压为60 V、反应温度为25℃、废水流速为36 m/s的条件下, Na Cl质量浓度对出水电导率的影响见图5。由图5可见:在相同反应时间条件下, 进水Na Cl质量浓度越低, 出水电导率越低, 即出水Na Cl质量浓度越低;随反应时间的延长, 出水电导率先降低后升高, 当反应时间为30 min时电导率最低。
废水经多级电容吸附除盐法处理后会达到更好的除盐效果。在Na Cl质量浓度为80 mg/L、外加电压为60 V、反应温度为25℃、废水流速为36 m/s的条件下, 一级处理和二级处理的除盐效果比较见图6。由图6可见:二级处理的除盐效果明显优于一级处理;相同反应时间内, 二级处理后的出水电导率更低;当反应时间为30 min时, 一级处理和二级处理的出水电导率分别为82.4μS/cm和33.8μS/cm。一级处理和二级处理的出水Na Cl质量浓度分别为39 mg/L和16 mg/L, Na Cl去除率分别为51.3%和80.0%。因此对于处理水量较大的废水时可采用多级装置连续运行。
3 结论
a) 通过对电极进行绝缘处理, 采用高电压电容吸附法处理含盐废水。外加电压的增大有利于除盐效率的提高;外加电压为60 V时, Na Cl去除率可达90.0%以上。
b) 增大废水流速对吸附效果不利, 反应温度对处理效果影响不大。
c) 采用多级电容吸附除盐法处理废水会达到更好的除盐效果。在Na Cl质量浓度为80 mg/L、外加电压为60 V、反应温度为25℃、废水流速为36m/s、反应时间为30 min的条件下, 经一级处理和二级处理后出水的Na Cl质量浓度分别为39 mg/L和16 mg/L, Na Cl去除率分别为51.3%和80.0%。
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