絮凝-活性炭吸附处理（共9篇）
絮凝-活性炭吸附处理 篇1
摘要：21世纪以来, 随着全球化的到来, 经济的快速发展, 而全球化的污染也日趋严重。再联系起最近中国大范围面积的空气、雾气污染, 可以得知中国的污染的严重程度。水污染就是其中重要的一环。
关键词：实验室,废水,絮凝-活性炭吸附处理
现今中国的高校, 科研单位进行越来越多的科研研究, 而这些研究越来越深入, 实验室排放的污水也就越复杂、危险, 所以如何进行这方面污水的处理是和解决生活污水、工业废水一样的亟待解决的问题。而这里就关于实验室废水的絮凝-活性炭吸附处理的方法进行一定的探讨。
1 实验室废水的处理方法
1.1 臭氧类氧化法
臭氧是一种有效的氧化剂和消毒剂, 其优点是反应的速度快、流程简单, 没有二次污染, 能够氧化单独作用时难以氧化降解的有机物。
1.2 多相光催化氧化法
这种方法能够去除许多难降解或用其他方法难以去除的物质, 如氯仿、多氯联苯、有机磷化合物、多环芳烃等。使许多难以降解有机污染物的去除率可达100%。同样具有能耗低、操作简便、反应条件温和、无二次污染等优点。
1.3 Fenton试剂法
由H2O2和Fe2+混合得到的Fenton试剂是一种强氧化剂, 特别适用于某些难治理的或对生物有毒性的工业废水的处理。用Fenton试剂法处理有机废水的试验中, 硫酸亚铁 (FeSO4) 和双氧水 (H2O2) 的最佳用量为115g、410mL, 反应时间在30min时, 可以达到较好的处理效果, COD去除率达到75%以上。具有反应迅速、反应条件温和、无二次污染等优点, 但是该方法处理费用高, 只适用于低浓度、少量废水的处理。
1.4 湿式氧化技术
湿式氧化, 是处理高浓度有机废水的一种行之有效的方法。基本原理是在高温高压的条件下通入空气, 使废水中的有机污染物被氧化, 按处理过程有无催化剂可将其分为湿式空气氧化和湿式空气催化氧化两类。湿式空气氧化主要用于处理废水浓度于燃烧处理而言太稀、于生物降解处理而言浓度又太高、或具有较大毒性的废水。湿式空气催化氧化是在传统的湿式氧化处理工艺中加入适宜的催化剂使氧化反应能在更温和的条件下和更短的时间内完成。
1.5 活性炭吸附法
活性炭吸附法多用于去除用生物或物理、化学法不能去除的微量呈溶解状态的有机物。实验室中有机废水含有大量试验残液和废溶剂, 其主要成分为烷烃类、芳香族以及能使液面表面自由能降低很多的物质, 且废水浓度高、量小、呈酸性, 很适合用活性炭吸附处理。处理工艺流程为先经过简单分离把废水中的有机相分离出来, 再经过活性炭二级吸附, COD的去除率可达到93%, 同时活性炭还吸附部分无机重金属离子。
2 絮凝-活性炭吸附处理的方法
2.1 废水材料
由于实验室的实验对象和实验内容的不同, 首先确定好实验时间, 其次对实验室废水进行前期的收集和检测, 确定其中废水的主要污染成分, 检测这一时段的综合水质, 完成废水的水质调查报告。
2.2 絮凝剂的选择和确定
经过调查废水水质后, 要选择适合的絮凝剂。一般来说选择何种絮凝剂要根据具体的废水特性来选择, 同时还要看在哪个环节添加絮凝剂, 做何用途。一般选择无机絮凝剂时要考虑废水的成分及PH等, 然后选择最适合的一种 (如铁盐、铝盐、铁铝盐、硅铝盐、硅铁盐等) 。在选择有机絮凝剂时 (比如:聚丙烯酰胺PAM) , 主要是看要用到阴离子聚丙烯酰胺、阳离子聚丙烯酰胺还是非离子聚丙烯酰胺。
所有的这些都要根据试验才能最后确定絮凝剂的选型, 在试验中首先确定大致的加药量, 观察絮凝的沉淀速度, 核算处理的成本, 选择经济、适用的絮凝剂。
根据一些学者和专家的研究表明:在常见的一些絮凝剂中, 综合处理效果和成本问题来说, 聚合氯化铝是处理实验室废水中最佳的, 而其条件的控制在:适宜的PH值范围4~6, 适宜的投药量范围为80MG/L~120MG/L, 水利搅拌条件在300r/min, 2min;200r/min, 5min;50r/min, 5min。
2.3 活性炭的选择和确定
活性炭是黑色粉末状或颗粒状的无定形碳。主成分除了碳以外还有氧、氢等元素。结构上由于微晶碳是不规则排列, 在交叉连接之间有细孔, 在活化时会产生碳组织缺陷, 因此它是一种多孔碳, 堆积密度低, 比表面积大。活性炭是孔隙结构发达, 比表面积大 (1500m2/g以上) , 吸附能力很强的炭。
根据专家和学者的实验得出, 活性炭吸附处理实验废水的最佳条件为投入量10g/l~15g/l、pH值为6~7、反应时间为50min~60min、活性炭粒径为20目~100目。而出水流速200ML/h时, 对浊度为65.49NTU、CODcr为403.0mg/L的原水, 其去除率分别能够达到95.20%、71.27%, 其具有良好的吸附效果。
综合各类活性炭自身的物理性质, 应选含水率较低、碘吸附值和苯酚吸附值高、比表面积大的颗粒活性炭为最佳的处理。
2.4 运行过程
实验室废水的絮凝-活性炭吸附处理的一般简单工艺流程为:废水的收集-中和-沉淀-过滤-清水。首先建造污水废水池, 设计好容量以便处理和计算。其次是投入盐酸或氢氧化钠中和水质。然后絮凝, 进行沉淀。接着活性炭进行吸附, 这样层层的处理和过滤, 从而排出能排出的标准。上述只是简单的流程, 而具体的策划, 实际的建筑和整个一体的控制都需要具体和详细的研究和实验。
3 总结
有专家学者研究絮凝-活性炭吸附法对实验室废水的处理, 提出两级絮凝-活性炭吸附法, 用硫酸亚铁与聚合氯化铝结合的絮凝方法, 能有效地降低污水中的重金属和硫化物等其他污染物, 二级使用聚合氯化物对一级絮凝中去除效果不好的Cr6+的去除效果明显, 达90%。而活性炭对挥发酚、硫化物和银的去除效果最佳, 达到了国家要求标准, 改善了污水浊度, 降低了色度。在絮凝温度、搅拌、曝气及污水PH值调节一定的情况下, 去除效果更好。
得出两级絮凝-活性炭处理实验室废水效果显著的结论。而本质上这种两级絮凝-活性炭处理就是进行两次絮凝, 当然这听上去比较简单, 但是具体的两次絮凝应该如何进行和设计, 如何才能达到最大的效果, 这需要严格和系统的实验, 实践上也需要很多的考虑。实验室废水的絮凝-活性炭吸附处理是一项非常好的实验室废
参考文献
[1]赵丽, 王成端, 赵诚.实验室废水的絮凝-活性炭吸附处理[J].科技导报, 2011年第8期
[2]黄智.活性炭吸附处理实验室废水效果研究[J].中国科技博览, 2012年17期.
[3]秦承华.实验室废水综合处理技术研究[D].南开大学, 2012年.
[4]赵丽.絮凝-吸附法处理实验室废水的研究[D].西南科技大学, 2012年.
絮凝-活性炭吸附处理 篇2
探讨电解絮凝对活性染料废水的.预处理效果,对影响处理效果的各因素进行试验分析,确定最佳试验条件.正交试验结果表明,电解电压对电解处理效果的影响最大,其次是电解后废水的pH,然后依次是极板间距和电解时间.活性炭对电解絮凝处理的促进效果明显.预处理后废水CODcr去除率达59.9%,脱色效果好,废水透光率达到98%,BOD5/CODCr由原来0.1提高至0.3,可生化性大大提高,为生物处理奠定了基础.
作 者：王娟 陆雍森 赵大传 Wang Juan Lu Yong-sen Zhao Da-chuan 作者单位：王娟,陆雍森,Wang Juan,Lu Yong-sen(同济大学环境科学与工程学院,上海,200092)
赵大传,Zhao Da-chuan(山东大学环境科学与工程学院,济南,250061)
絮凝-活性炭吸附处理 篇3
无论发达国家还是发展中国家, 对城市污水一级强化处理工艺的研究都很重视, 成为新的研究热点。一级强化处理技术主要有生物絮凝吸附法、化学混凝法、化学—生物联合絮凝法。二级处理的剩余污泥氧化程度较高, 用于一级强化处理, 对于处理负荷较高的二级处理厂提高初沉池的污染物去除率, 以减轻曝气池的负荷或扩大二级处理能力。生物一级强化处理的实质就是直接利用微生物细菌及其代谢产物作为吸附剂和絮凝剂, 通过对污染物质的物理吸附、化学吸附和生物吸附以及吸附架桥、电性中和及沉淀物网捕等作用, 把这种较小的颗粒物质和一部分胶体物质转化为生物絮体的组成部分, 并通过絮体沉降作用而快速去除。生物絮凝吸附工艺产生的污泥有机质含量高, 易于厌氧消化, 农用价值也较大。
二、分析方法和试验设备
三、试验方法和步骤
(1) 试验用水为洛阳市污水处理厂曝气沉砂池出水, 加泥量经计算, 模拟A2/O剩余污泥量。其中一个柱子加入A2/O剩余污泥和曝气沉砂池出水, 另一个柱子只加入曝气沉砂池出水; (2) 将水样在实验装置内循环搅拌均匀后 (用大气泡空气器搅拌) , 从取样口取两份100ml水样, 用重量法测定初始SS浓度C0; (3) 将柱内水位迅速调整至溢流口处, 开始计时; (4) 当累计沉降历时为5min、10min、30min、60min、90min、120min时, 各取100ml水样两份, 用来测定对应沉降时间的残留SS浓度C1、C2、C3……Cn, 同时记录各次取样后的水面累计下降高度Δh1、Δh2、Δh3……Δhn-1; (5) 列表计算与各沉降时间对应的沉降速度u和沉降效率E; (6) 绘制E-t和E-u沉降曲线; (7) 调整加泥量, 对比测试, 以求得最佳投泥量; (8) 结论。
四、结果分析
(一) 试验结果
(二) 试验结果分析
1.COD。原水COD一般在592～640 mg/l, 一级强化处理出水在278～409mg/l, 去除率36.1%～53.04%;进水中溶解性化学需氧量 (SCOD) 一般在244～476mg/l, 处理出水SCOD209～298 mg/l, 去除率14.3%～37.4%;非溶解颗粒性COD (PCOD) 的去除率为42.68%～80.17%。可见, COD的去处效果主要是通过对颗粒性的非溶解COD去除达到的。而对应自然沉淀试验的COD和SCOD的去除率分别只有30.9%～40.5%和2.9%～26.9%。因此, 强化处理效果明显, COD和SCOD的去除率分别较原水自然沉淀增加了5.2～12.5个和6.3～11.4个百分点。
一般情况下, 一级处理去除的SS中无机成分所占比例较大, 所以处理出水的BOD5/COD比值会比处理前有所增加, 改善了废水的可生化性。本实验中两个对比系统BOD5/COD比值基本一致, 由原来的0.42变为0.46。因为在整个沉降过程中, 剩余活性污泥加入量远远小于进水量。在沉降时间一定的情况下, 当回流比超过20%时出水COD的去除率提高不大。当沉降时间由30～90分钟时, COD的浓度将进一步降低, 但是相差并不是很大。随着沉降时间的增加, 出水中磷的含量在增加。主要是回流污泥中的磷的释放所致, 所以, 沉降时间不宜过长, 30分钟比较理想。
从烧杯沉降试验中我们可以得出, 较好的回流比为20%, 那么从自由沉降试验中我们可以看出, 当回流比为20%时, 沉降时间从30分钟开始COD的浓度基本上保持不变, 沉降基本完全。由此可见, 30分钟为比较理想的沉淀时间。
30分钟沉降时间与现行60分钟沉降时间相比, 时间缩短了一半, 这就大大减少了初沉池的池容, 缩短了基建的投资费用。为同类污水厂的初沉池设计提供了依据。
同时我们可以看出, 对于作为二级处理的预处理, 沉降30分钟、回流比为20%是比较合适的。而作为直接强化处理后外排的情况下, 强化处理的结果并不是很理想, 不能达到污水排放的三级标准。
2.悬浮固体SS。强化一级处理的主要目的是提高悬浮固体的去除率, 以减小后续处理的负荷, 并提高沉淀污泥的含水率, 减小消化池容积负荷。当进水SS为264～320 mg/l, 平均为292 mg/l时, 强化一级处理出水SS在134～176 mg/l之间, 平均为155 mg/l, 强化去除率为45%～49.2%, 而对应自然沉淀实验的SS去除率则为38.1%～40.2%, 较强化处理低了7～9个百分点。
3.氨磷。进出水总磷和磷酸盐在本次试验中可以看出, 当回流污泥的量增大时, 水中磷的浓度相对升高, 同时, 在同一回流量的情况下, 当沉降时间为30分钟时的浓度要比沉降90分钟浓度要低, 随着沉淀时间的增加, 水中磷的浓度升高。主要原因是由于在沉降过程中, 由于处于厌氧状态, 好氧活性污泥在厌氧状态下, 吸收水中的溶解态有机物, 释磷, 使水中磷的浓度升高。相比较而言, 沉降30分钟要比沉降90分钟好。在沉降30分钟的情况下, 回流比在20%以下为好。从沉降曲线看, 磷酸盐的浓度随时间的增加是升高的, 这也说明了生物强化一级处理的问题所在, 为了提高COD和氨氮的去除率, 就应该增大回流比, 增长沉淀时间。但是磷酸盐的浓度却随着回流比和沉淀时间的增加而增加, 使得出水中含有大量的磷, 影响出水水质。为了达到一个最佳结合点, 我们可以看出, 统一取回流比为20%且沉淀时间为30分钟为最佳操作, 且在经济上比较合理。
4.氮。本试验原水自然沉淀进出水NH4-N在17～1 7.2mg/l, 一级强化处理出水NH4-N在15.68～16.14mg/l之间比进水略低, 其原因在于初沉池主要去除颗粒性固体, 对溶解性氮难以去除, 同时污泥经过输送管道, 直接进入初次沉淀池, 经过一个多小时的沉淀, 氨氮不能得到有效的硝化, 去除效果自然不好。有沉降曲线可以看出, 氨氮的去处随回流比的增大而增大, 但是总的氨氮浓度并不能得到大的去处。而有机氮较多的存在于颗粒性固体中, 随着SS的去除而得到一定的去除, 部分转化为氨氮。
同时, 从沉降时间上看, 沉降30分钟的情况比沉降90分钟的效果好。当回流比为20%的情况时, 氨氮的去处基本上达到稳定, 所以, 采用20%的回流比是相对较好的。而又在自由沉降试验中可以得出当回流比为20%时、沉降30分钟, 氨氮的去除率已经达到最大值。由此可见, 沉降试验对氨氮的去除总体不明显, 但是在回流比为20%的情况下, 沉降30分钟, 去除效果相对较好。主要原因是沉降是在厌氧状态下进行, 没有硝化效果, 所以氨氮没有多少去除。
(三) 投泥量与COD、PO43--P NH4+-N之间的去除规律
投泥量的实验由于在沉降柱中对比不方便, 因而用六联搅拌器试验。低转速均匀搅拌5min后, 静沉30min, 取一次样, 每次取50ml, 继续静沉90min后, 取50min水样 (上清液) 。
COD去除率随加泥量的增加而增加, 在沉降90min后从33.0%增加到60.5%, 而随加泥量的增加, 所需沉降时间越来越少, 如加107.6ml泥的烧杯, 在静沉30min和静沉90min的COD的去除率是相同的, 都是60.5%。
原水中的PO43--P为4.21mg/L, 30min静沉以后, 由于磷的厌氧释放所加泥量越大, 释放的磷越多。在投加泥量为15.5mg/L, 90min的沉降出水中的磷与原水中的磷同样多, 这和在污水厂初沉池实验相吻合, 由于该厂初沉池沉淀1.89小时, 因而在系统测试中TP没有变化。
本实验进水氨氮为17mg/L, 经过30min静沉后, 随加泥量增加去除率为3.3%～7%。90min静沉后, 氨氮又开始回升, 去除率降低为1.8%～4%。这和在污水厂初次沉淀池实验相吻合, 说明污水中一部分有机氮转化为氨氮, 因而30min后, 氨氮值又回升。
五、试验结论和建议
(一) 结论
1.COD去除率随加泥量的增加明显增加, 随沉降时间的延长, 也随之增加。加泥量大时, 沉降0.5～1小时, SS、COD已基本达到最大去除。氮的去除在30min时, 约为3.3%～7%, 到沉降时间为90min时, 只有1.8%～4%, 而磷在静沉30min后, 由于回流污泥释磷的影响, 几乎没有多少去除。
2.引入一级生物强化处理后, 可以减轻二级处理的负荷, 如果将A2/O剩余活性污泥排入初沉池, 立即与进水中的颗粒物吸附、絮凝、沉淀, COD去除率将由30%增加到40%, SS去除率由40%增加到50%。原水自然沉降与加泥沉降后的沉降比较, 后者SS去除率增加约10%, 活化性能好的污泥比活化性能差的污泥加入原水, 去除率更高。但测试结果比肉眼观察到的效果差, 这主要是SS用重量法测定时, 影响因素太多。
3.本次试验的强化出水主要是作为SBR反应器的进水, 而强化处理的作用主要是去除进水中大颗粒难溶有机物, 这就降低了SBR的有机负荷, 而不影响释磷和反硝化细菌对低分子碳源的吸收, 并且提高了系统的硝化效果, 同时节约了后续工艺的运行费用。
(二) 建议
在生物絮凝吸附法一级强化处理设计中, 在回流污泥量为20%的情况下, 为安全计, 初沉池的沉淀时间可设计为40分钟, 即可达到沉降要求。因而将污水厂A2/O剩余活性污泥与进水混合进入初沉池沉淀, 可以增强沉淀效果, 缩短沉降时间, 减少初沉池容积, 减少基建投资费用。
摘要：生物絮凝吸附法是目前研究较多的一级处理技术方法之一。通过对洛阳污水处理厂生物絮凝吸附法一级处理出水试验研究, 得出生物强化一级处理对污水中主要污染指标的处理效果, 在生物一级强化处理设计中, 在回流污泥量为20%的情况下, 为安全计, 初沉池的沉淀时间可设计为40分钟, 即可达到沉降要求。因而将污水厂A2/O剩余活性污泥与进水混合进入初沉池沉淀, 可以增强沉淀效果, 缩短沉降时间, 减少初沉池容积, 减少基建投资费用。
关键词：生物絮凝吸附法,一级处理,城市污水,试验研究
参考文献
[1]郑怀礼.生物絮凝剂与絮凝技术[M].北京:化学工业出版社, 2004.
[2]国家环保局.水和废水监测分析方法:第3版[M].北京:中国环境科学出版, 1997.
[3]张希衡.水污染控制工程[M].北京:冶金工业出版社, 2003.
[4]奚旦立, 孙裕生, 刘秀英.环境监测[M].北京:高等教育出版社, 2004.
絮凝-活性炭吸附处理 篇4
活性炭吸附分离-生物再生法处理高盐苯胺废水
采用活性炭吸附分离-生物再生法处理高盐苯胺废水,对活性炭吸附分离效果、生物再生的影响因素及其原理和稳定性进行了考察.当NaCl质量分数为15%时,活性炭对苯胺的饱和吸附量为320～380 mg/g,对NaCl的.分离效率大于99%.在25℃、接种量为25%的条件下,吸附饱和的活性炭经过120 h生物再生,再生效率达80%以上.该方法处理效果稳定,4次循环运行后对NaCl的分离效率和生物再生效率均无明显变化.
作 者：张婷婷 张爱丽 周集体 Zhang Tingting Zhang Aili Zhou Jiti 作者单位：大连理工大学,环境与生命学院,辽宁,大连,116024刊 名：化工环保 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL PROTECTION OF CHEMICAL INDUSTRY年，卷(期)：26(2)分类号：X703关键词：活性炭 生物再生 苯胺 废水处理
絮凝-活性炭吸附处理 篇5
目前,垃圾卫生填埋仍然是我国处置垃圾的最主要的方式,全国大约有80%的垃圾进行了卫生填埋[1,2]。在卫生填埋过程中会产生大量的渗滤液,渗滤液必须经处理达标后才可排入环境。随着《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—2008)垃圾渗滤液新标准的颁布以及2011年的开始实施,国内垃圾渗滤液处置已经初步形成两大主流工艺,分别是碟管膜处理工艺和生化+膜的处理工艺,鉴于中国的国情,由于投资和运行费用低,生化+膜的处理工艺近年来被广泛采用[3,4]。膜处理技术有效地解决了渗滤液处理出水达标的问题,然而不可避免地会产生膜滤浓缩液,垃圾渗滤液膜滤浓缩液是垃圾渗滤液经过生物降解之后被膜截留的残余液,水质复杂,一般不具有可生化性,主要成分为腐殖质类物质,含有多种有毒有害的有机物和无机物。膜滤浓缩液的体积一般占垃圾渗滤液进样体积的30%。膜技术若要可持续地发展下去,膜滤浓缩液必须找到可靠的解决办法。
垃圾渗滤液膜滤浓缩液实际工程处理方法主要是回灌,有学者研究了回灌对渗滤液中COD、氨氮的影响,对于COD、氨氮的降解具有一定的效果[5,6],但有研究表明回灌会引起盐分的积累,导致电导率的升高,影响反渗透的处理系统,进而影响渗滤液整套处理效果的稳定性[7]。另外有学者采用Fenton、臭氧氧化、电Fenton、电凝等方法对膜滤浓缩液进行了处理[8—11]。采用联合方法处理膜滤浓缩液的研究还较少,因此本文拟探索一种联合方法,采用Fenton氧化-絮凝进行预处理,然后采用活性炭吸附剂深度处理。
Fenton法是可迅速将难降解有机物氧化为CO2和H2O[12],或转化为较易生物降解的有机物[13],但Fenton氧化后有大量铁的络合物呈絮状悬浮表面,这需要较长时间才能沉淀下来,如果这些悬浮的络合物不充分沉淀,反而会增加出水COD,因此本文选用膜滤浓缩液中的一种(反渗透浓缩液)作为研究对象,在Fenton后加入絮凝剂有利于水样的沉淀分离,Fenton氧化-絮凝出水采用活性炭吸附剂深度处理。
1 材料与方法
1.1 反渗透浓缩液
反渗透浓缩液取自成都市某垃圾填埋场经膜生物反应器(MBR)+反渗透(RO)工艺处理后反渗透膜(RO)截留的浓缩液。浓缩液色度高达7 000倍,TOC为2 028 mg/L,电导率为59.2 ms/cm,并且含有较高浓度的重金属离子,浓缩液中腐植酸类物质含量较高。水质分析指标列于表1。
1.2 实验仪器及测定方法
1.2.1 实验仪器
multi N/C2100总有机碳分析仪(德国耶拿);UV2600紫外可见分光光度计(天美);HI6828多参数水质分析仪(哈纳);Z—5000塞曼原子吸收分光光度计(日立);78HW—1磁力搅拌器(江苏金坛国胜);JJ—4六联搅拌器(江苏金坛国胜)。
1.2.2 测定方法
本文选用UV254来表征腐植酸的相关含量,UV254的变化反应水样中腐植酸的降解程度;色度采用比色法分析;有机物选用TOC来表征,采用TOC总有机碳分析仪测定;电导率采用多参数水质分析仪测定;Fe、Ni、Pb、Cr、Cu、Zn采用原子吸收分光光度计测定。
1.3 实验方法
1.3.1 Fenton氧化处理
采用的方法是先取250 m L水样,采用1+1硫酸调pH为6,然后加入FeSO43 g/L、H2O20.6 g/L,在磁力搅拌器搅拌的情况下反应0.5 h。然后对上清液进行指标分析,考察经过Fenton氧化后对各项指标的去除率。
1.3.2 Fenton氧化-絮凝处理
对于Fenton氧化的出水,本文选用了六种不同的絮凝剂:1#硫酸铁+聚丙烯酰胺、2#硫酸铁、3#聚合硫酸铁+聚丙烯酰胺、4#聚合硫酸铁、5#三氯化铁+聚丙烯酰胺、6#三氯化铁对水样进行处理,通过对比优选出最佳絮凝剂。实验方法是:取Fenton氧化出水,调p H,分别加入不同的絮凝剂,六联搅拌器以转速150 r/min搅拌2 min,然后以60 r/min搅拌12min,静置,取上清液进行指标分析。
1.3.3 Fenton氧化-絮凝-活性炭吸附
将絮凝处理的上清液加入活性炭进行吸附实验。吸附实验分别考察吸附剂投量的影响以及吸附时间的影响。
(1)吸附剂投量的影响
在150 m L的上清液中分别加入活性炭m=0.1 g、0.25 g、0.5 g、1 g、2 g、4 g、6 g、8 g,10 g、12 g,然后在摇床上振荡4 h,过滤后对清液进行指标分析。
(2)吸附时间的影响
在150 m L的上清液中加入活性炭m=1 g,然后在摇床上分别振荡1 h、2 h、4 h、6 h、8 h、12 h,过滤后对清液进行指标分析。
2 结果与讨论
2.1 Fenton氧化处理效果分析
Fenton氧化处理后的水质指标列于表2中。结果表明,Fenton氧化对TOC的去除率为71.6%,对UV254的去除率83.2%,对色度的去除率为94.6%。色度的去除率最大,其次是UV254,然后是TOC。由以上结果分析可知,Fenton氧化过程中由H2O2和Fe2+反应生成的·OH更易于降解高分子有机物的声色基团,其次是腐植酸类物质也可以取得较好的降解效果,对全部的有机物的降解效果一般,Fenton氧化后的水样半小时沉降比为90%,12 h候沉降比为45%。
2.2 Fenton氧化-絮凝处理效果分析
Fenton氧化后的水样经过六种不同的絮凝剂处理效果见图1。结果表明,采用硫酸铁和聚合硫酸铁的处理效果要优于采用氯化铁的絮凝效果,加入聚丙烯酰胺助凝剂的处理效果要优于未添加助凝剂的,综合分析确定选择硫酸铁+聚丙烯酰胺作为筛选的絮凝方案,对TOC的去除率为75.3%,对UV254的去除率84.0%,对色度的去除率为95.4%。去除率提高不是很明显,半小时沉降比提高了45%,12 h候沉降比提高了60%。
2.3 Fenton氧化-絮凝-吸附处理效果分析
吸附剂投加量对去除率的影响结果见图2。结果表明,随着吸附剂投加量的增加,TOC的去除率从75.9%逐渐增大,在m=8 g时去除率达到95.9%,之后去除率的增大幅度较小;UV254的去除率从85.2%逐渐增大,在m=8 g时去除率增大到97.1%,之后去除率的增大幅度较小;色度的去除率从95.9%逐渐增大,在m=8 g时去除率增大到99.6%,之后基本没有改变。可见吸附剂投加量m=8 g时,吸附基本达到饱和,因此确定最优的加入量为m=8 g。
吸附时间对去除率的影响结果见图3。结果表明,在确定投加吸附剂m=1 g的情况下,随着吸附时间的增加,对TOC的去除率从81.5%逐渐增大,在t=4 h时去除率达到84.0%,之后去除率的增大幅度较小。UV254的去除率从85.2%逐渐增大,在t=4 h时去除率增大到88.9%,之后去除率的增大幅度较小。色度的去除率从96.4%逐渐增大,在t=4 h时去除率为97.9%,之后基本没有改变。可见在吸附时间t=4 h时,吸附基本达到饱和,因此确定最优的吸附时间t=4 h。
3 结论
(1)单独采用Fenton对TOC的去除率为71.6%,对UV254的去除率83.2%,对色度的去除率为94.6%。色度的去除率最大,其次是UV254,然后是TOC,结果表明,Fenton氧化过程中更易于降解高分子有机物的声色基团,腐植酸类物质也可以取得较好的降解效果,对全部的有机物的降解效果一般。
(2)根据对Fenton氧化-絮凝处理后上清液的分析可知,选择硫酸铁+聚丙烯酰胺作为筛选的絮凝方案,对色度、TOC、UV254的去除率分别为95.4%、75.3%、84.0%,较Fenton氧化的去除率提高不是很明显,0.5 h沉降比提高了45%,12 h沉降比提高了60%。
(3)Fenton氧化-絮凝-吸附法考察了吸附时间、吸附量对处理效果的影响。结果表明:吸附剂投加量m=8 g,吸附时间t=4 h时,吸附基本达到饱和,为最优的吸附参数。对TOC的去除率为95.9%,UV254的去除率为97.1%,色度的去除率为99.6%,经处理后的水质指标TOC为83 mg/L,UV254为0.20 cm-1,色度为25度,取得了较好的处理效果。
絮凝-活性炭吸附处理 篇6
这种传统的重力浮选+混凝沉降+压力过滤+缓蚀阻垢药剂投加的处理工艺, 需要通过大量投加昂贵的化学药剂来控制水质, 生产成本极高, 而且投加化学药剂一般只在初期的时候效果比较好, 随着时间的推移, 水中的细菌产生耐药性, 药剂的处理效果大大降低, 同时长期投加化学药剂中一般含有有机磷等营养元素, 造成底层水质的富营养化, 使得细菌大量繁殖, 注水系统的结垢、腐蚀等问题又将暴露出来, 需要不断的重新筛选配伍的化学剂;该工艺对于含硫、含铁较高的水质适应性也较差, 不能有效的去除这些有害离子, 加剧了注水系统管道设备的腐蚀。
另外一种是水质改性技术, 即以熟石灰Ca (OH) 2为主要投加药剂, 将污水p H提升至8.5左右, 去除污水中的CO32-、HCO3-、铁离子、S2-并防止腐蚀的目的, 同时辅以高分子絮凝剂和水质稳定剂, 去除机械杂质和油, 起到净化和稳定出水水质的目的。
水质改性技术由于提升了污水的p H值, 基本解决了注水系统的腐蚀问题, 但是由于投加了大量的Ca (OH) 2, 水中过饱和浓度的Ca2+极易结垢, 造成注水系统管道等堵塞, 并且注入地层后会造成近井地带地层堵塞, 使油层渗透率日益降低, 注水井的吸水能力下降, 直接影响到油气生产。而且Ca (OH) 2的大量投加, 给水中带来了大量的不溶性固体, 同时, 系统p H值的大幅度提高, 也给部分高价离子形成沉淀提供了条件, 形成了大量的污泥, 不仅给环保带来巨大压力, 对周边环境造成一定的伤害, 而且产生高昂的污泥处理费用。
1 工艺介绍
如图1所示, 工艺流程如下:
1) 废水储罐来水首先经提升泵提升至电絮凝设备内置电解槽内, 电解槽内等距平行布置铁和石墨电极板, 不同材质电极板比例根据水质硫以及细菌含量等参数确定, 污水经电解槽内电解, 同时会产生电解氧化作用、电解还原作用、电解气浮作用、电解絮凝作用。由此, 污水中的阳离子如H+在电解槽内阴极附件得到电子被还原成氢气。其余水中的起其他金属离子K+、Na+由于在水中具有其活泼性, 仍以离子态存在。而污水中具有电解失电子活性的阴离子如Cl-、OH-在电解槽内阳极附近失去电子被氧化成Cl2、O2, 产生的Cl2极溶于水形成Cl O-, 大量的Cl O-对污水具有强力的杀菌消毒作用, 以此来降低去除水中的细菌。在阴阳极生成的大量H2和O2, 其气泡小, 分散度高, 作为载体粘附水中的轻质油和悬浮物而上浮, 经溢流槽外排, 达到除油的作用。同时由于电解过程中可溶性金属电极电解产生大量阳离子, 与水中的OH-作用, 形成金属氢氧化物胶体絮凝剂将废水中的污染物质吸附沉淀或形成较大颗粒为后续处理提供有利条件。
2) 经电氧化-絮凝处理后的废水经过投加p H调节剂, 将p H调节至7.0~7.5后, p H调节剂采用消石灰与Na OH按9∶1的比例配制, 投加量根据污水p H动态调节, 水中的Fe2+离子与水中的S2-结合生成Fe S沉淀下来, 再投加少量的净水剂和助凝剂, 净水剂采用膨润土复合净水剂, 投加量30p~50mg/L, 计量泵定量投加, 助凝剂采用高分子聚丙烯酰胺, 阴离子型, 分子量1 000万以上, 投加量5mg/L, 计量泵定量投加, 使废水进入高效活性污泥净水器后絮体快速沉降形成高效活性污泥滤层, 此滤层靠界面物理吸附、网捕作用和电化学特性及范德华力的作用, 将悬浮胶体颗粒、絮体、部分细菌菌体等等杂质全部拦截在此高效活性污泥滤层上, 使出水水质达到处理要求。
3) 将沉降和过滤节截留的污泥排放至污泥浓缩池;将处理后合格的水通过回注水泵回注。为了对排放的污泥能够循环处理, 对排放至污泥浓缩池内的污泥经过沉降后, 用清水泵将上清液返送至污水储罐中。对排放至污泥浓缩池内的污泥经过沉降后, 采用污泥泵将底部污泥抽出并进行干化处理。
该工艺对油田废水进行处理的出水水质指标可达到中国石油天然气行业标准《碎屑岩油藏注水水质指标及分析方法》 (SY/T5329—1994) 的注水推荐标准。
2 结论
絮凝-活性炭吸附处理 篇7
本文以活性炭/钢渣作为诱导吸附剂,采用微波催化氧化法对环氧氯丙烷皂化废水进行处理,考察在活性炭 - 钢渣吸附催化剂存在下微波辐射对皂化废水的处理效果。
1实验方法
1.1活性炭预处理
称取活性炭10 g,用浓度为5% 的盐酸400 m L浸泡24 h, 将溶液用去离子水洗至p H值为5 ~6,然后将活性炭放入120 ℃ 的烘箱中干燥5 h左右使其活化,备用。
1.2皂化废水微波处理
称取一定量预处理活性炭和钢渣放入锥 形瓶中,加入100 m L待处理皂化废水,放入带有回流装置的微波炉中,调整微波辐射功率加热若干分钟,结束后过滤分离,并用分光光度计检测透过率判断废水的处理效果。
2结果与讨论
2.1皂化废水最大吸收波长的测定
在722型分光光度计上测定不同波长下的吸光度,结果如图1。可以看出,皂化废水的最大吸收波长为265 nm。
2.2单因素实验
2.2.1活性炭用量的影响
取50 m L皂化废水,在微波炉的功率为850 W,加热温度为110 ℃ ,微波辐射时间为30 min的条件下分别加入不同质量的活性炭进行处理,考察活性炭用量对处理效果的影响。待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒。然后用去离子水作为参比,将得到处理后的废水在722分光光度计上检测,测得去除率如表1。
从表1可以明显看出,微波辐射在时间,功率,温度等因素不变的条件下,活性炭从1 g增加到5 g的过程中,废水的去除率随活性炭投加质量的增大而增大,当活性炭为5 g时,吸光度值最小,去除效果达到最佳。在活性炭投加质量大于5 g后,随着活性炭投加质量的增加,去除率反而变小。
作为诱导剂和吸附剂,活性炭的用量并不是越多越好。在废水用量一定的情况下,活性炭到达一定量时会造成活性炭之间的吸附变强,结合紧密,从而减少炭与废水的接触面积,制约它的诱导作用和吸附能力,这样不但处理效果差,去除率低,而且会造成活性炭的浪费。
2.2.2钢渣用量的影响
向100 m L皂化废水中加入活性炭5 g,在微波炉的功率为800 W,加热温度为110 ℃ ,微波辐射时间为25 min的条件下分别加入不同质量的钢渣进行试验,考察钢渣用量对处理效果的影响。待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒和钢渣。然后用去离子水作为参比, 将得到的处理后的溶液在722分光光度计上检测,测得去除率如表2。
从表2可以看出,在活性炭用量、微波辐射时间,功率, 温度等因素不变的情况下,当钢渣的投加量从1 g增加到5 g的过程中,废水去除率逐渐增大,当钢渣为5 g时,去除率最大, 去除效果达到最佳。在钢渣投加质量大于5 g后,去除率明显减小,因此钢渣的投加质量为5 g时较为适宜。
2.2.3加热时间的影响
向100 m L皂化废水中加入活性炭5 g,钢渣5 g,在微波炉的功率为800 W,加热温度为110℃ 的条件下分别加入不同质量的钢渣进行试验,考察加热时间对处理效果的影响。待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒和钢渣。然后用去离子水作为参比,将得到的处理后的溶液在722分光光度计上检测,测得去除率如表3。
从表3可以看出活性炭/钢渣对皂化废水的处理效果并不是简单地随时间的增大而增强,在5 ~ 25 min之间,去除率随加热时间的增加而增大; 但在25 min之后,出现去除率降低的反常现象,这是由于随着辐射时间的增加,皂化废水中的有机物逐渐炭化并从活性炭内部脱附出来,处理废水过程中产生活性炭细小粉末悬浮于溶液中使去除率变小,处理后溶液过滤出现细小黑色沉积物说明了这一点。虽然35 min时去除率有所增大,但耗能也随之增加。考虑到经济因素,选择加热时间为25 min,此时去除率为37. 6% 。
2.2.4微波功率的影响
向100 m L皂化废水中加入活性炭5 g,钢渣5 g,在微波加热温度为110 ℃ ,加热时间为25 min的条件下分别用不同的微波辐射功率进行试验,考察微波辐射功率对处理效果的影响。 待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒和钢渣。然后用去离子水作为参比,将得到的处理后的溶液在722分光光度计上检测,测得去除率如表4。
从表4可以看出在活性炭/钢渣用量、微波加热时间、加热温度等因素不变的情况下,在微波辐射功率从500 W增加到800 W的过程中,随着功率的增加,废水去除率的变化幅度不大,直到功率到达850 W时,去除率达到48. 9% ,此时去除效果最佳。
2.2.5加热温度的影响
向100 m L皂化废水中加入活性炭5 g,钢渣5 g,在微波辐射功率为850 W,加热时间为25 min的条件下分别用不同的微波加热温度进行试验,考察微波加热温度对处理效果的影响。 待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒和钢渣。然后用去离子水作为参比,将得到的处理后的溶液在722分光光度计上检测,测得去除率如表5。
由表5可以看出在活性炭/钢渣用量,功率,时间等因素不变的情况下,加热温度从60 ℃ 到100 ℃ 的过程中,微波催化氧化随之加剧,去除率逐渐增大,当加热温度到达100 ℃ 时,去除率最大,去除效果最佳。再增加加热时间时,去除率变化幅度不大。
2.2.6pH值的影响
向100 m L皂化废水中加入活性炭5 g,钢渣5 g,在微波辐射功率为850 W,加热时间为25 min,加热温度为100 ℃的条件下,在不同p H下的进行试验,考察p H条件对处理效果的影响。 待反应结束、溶液冷却后用抽滤瓶过滤,确保得到的溶液中不含有细小的炭粒和钢渣。然后用去离子水作为参比,将得到的处理后的溶液在722分光光度计上检测,测得去除率如表6。
随着p H值的增大,溶液酸性变弱,碱性加强,一部分盐沉降下来,极大的消除了盐对吸光度的影响,废水去除率逐渐增大,从表6可以看出 当p H值到达13时,去除率达 到70. 9% ,去除效果最为理想。
2.3正交实验
选定微波辐射功率、加热时间、p H值、活性炭/钢渣用量4个因素进行正交实验[6],结果见表7、表8。
由正交实验结果可知,各因素对微波处理废水效果的影响程度不尽相同,分别为p H值 > 加热时间 > 活性炭/钢渣用量 > 微波功率。其中p H值的影响最为显著。确定活性炭/钢渣吸附 - 微波催化氧化处理皂化废水的最佳条件为: 废水100 m L,加热时间25 min,功率850 W,p H值13,活性碳用量5 g、钢渣用量5 g。
2.4最佳条件下对皂化废水连续化处理
在正交实验确定的最佳条件下对环氧氯丙烷皂化废水连续三次处理,结果见表9。
由表9可以看出,在连续处理后,皂化废水吸光度值越来越小,去除率越来越大,处理效果理想。
3结论
以活性炭/钢渣为吸附催化剂,在微波辐射条件下对环氧氯丙烷皂化废水的处理效果较理想。皂化废水的最佳处理条件为: 废水∶活性炭∶钢渣用量固液比为20∶1∶1,加热时间25 min,微波功率850 W,p H值13。在此条件下对皂化废水进行连续化处理,去除效果良好。
以活性炭/钢渣作为吸附催化剂可以增大吸附效用,采用微波诱导氧化法处理皂化废水氧化高效、快速、工艺简单,处理效果好。该方法将对解决企业面临的节能减排、降低成本等重大问题起着积极的作用。
摘要：以活性炭/钢渣为吸附剂,采用微波诱导氧化法对环氧氯丙烷皂化废水进行降解,考察了活性炭-钢渣用量、p H值、微波辐射温度、时间、功率等因素对处理效果的影响。结果表明,最佳处理条件为废水∶活性炭∶钢渣用量固液比为20∶1∶1,微波辐射功率为850 W,加热温度为100℃,加热时间为25 min,p H值为13。通过正交实验得出p H值对废水处理效果的影响最为显著。在最佳条件下对皂化废水进行连续化处理,去除效果良好。
活性碳吸附处理废水初探 篇8
关键词：活性炭,吸附,COD,甲醇
废水处理的目的就是用各种方法将废水中的污染物质分离出来, 或将其转化为无害物质, 从而使废水得到净化。
活性炭是一种非极性吸附剂, 是一种多孔性的含炭物质, 它具有高度发达的孔隙构造, 活性炭的多孔结构为其提供了大量的表面积, 能与杂质充分接触, 从而赋予了活性炭所特有的吸附性能, 使其非常容易达到吸收收集杂质的目的。活性炭颗粒的大小对吸附能力也有影响。一般来说, 活性炭颗粒越小, 过滤面积就越大。所以, 粉末状的活性炭总面积最大, 吸附效果最佳。活性炭的物理吸附与化学吸附的双重特性, 使其可以有选择地吸附空气中的各种有害物质。
活性炭对污水的净化机理包括三个方面。一是活性炭颗粒及其表面生长的生物膜对废水中的悬浮物进行生物絮凝和接触絮凝, 从而将其过滤去除;二是活性炭对废水中溶解性有机物的吸附和富集作用;三是活性炭表面及空隙中生长的微生物在较长的有机质停留时间内对降解速度较慢的有机物进行氧化分解, 起到对活性炭的生物再生作用。目前, 活性炭吸附法已经试验验证后成为城市污水、工业废水深度处理和污染水源净化的一种有效手段[1,2]。
本文将采用活性炭吸附法对废水样品进行处理, 然后, 测定它们的COD值及甲醇含量, 研究该处理方法对样品中COD值及甲醇的去除效果。
1 试验部分
1.1 废水样中COD值的测定
1.1.1 重铬酸钾法[3]测定COD值的原理
K2Cr2O7一个强氧化剂, 在酸性溶液中, 被还原为Cr3+。
Cr2O72-+14H++6e=2Cr3++7H2O
E0= 1.36V
重铬酸钾法是在强酸性条件下, 在水样中准确加入过量的重铬酸钾溶液, 以硫酸银作催化剂, 使水样中的还原性物质氧化, 过量的重铬酸钾以试亚铁灵作指示剂, 用硫酸亚铁氨标准溶液回滴, 由消耗重铬酸钾的量来计算水样的COD。
Cr2O72-+14H++6Fe2+=6Fei3++2Cr3++7H2O
1.1.2 主要仪器
仪器:HH-Ⅲ型化学耗氧量测定仪 (国营江苏电分析仪器厂) ; 消解杯;全玻璃回流装置;加热装置。
1.2 气相色谱法测定工业废水中的低浓度甲醇
1.2.1 试验仪器
气相色谱仪 (PE-XL, 带FID检测器) ;
HP3295积分仪 (安捷伦科技上海分析仪器有限公司) 。
1.2.2 操作条件
色谱的设置条件, 见表1。
1.2.3 标准甲醇溶液的测定
用气相色谱法来测定水样中甲醇的含量采用外标法, 首先, 要测定标准甲醇溶液的甲醇浓度, 求得甲醇的校正因子。气相色谱的有关参数, 见表2 (外标物甲醇浓度为246mg/L) 。
2 结果与讨论
活性炭的吸附能力与水温的关系:水温越高, 活性炭的吸附能力就越强;若水温高达30℃以上时, 吸附能力达到极限, 并有逐渐降低的可能。控制吸附时的水温为30℃, 可达到较好的处理效果。本实验中控制活性炭吸附处理水样的温度为30℃。
2.1 活性炭的吸附能力和处理时间的关系
活性炭的吸附能力和处理时间的关系, 见图1。取一废水样品加入活性炭进行处理, 用重铬酸钾法测定水样的COD值, 考察活性炭的吸附能力和与水接触的时间的关系, 测得结果, 见表3。
从分析结果可以看出:在大约1 h之内, 活性炭对水样中COD的吸附能力和与水接触的时间基本成正比, 水样中化学需氧量随水样与活性炭接触时间的不同而不同, 接触时间越长, 处理后的水质越佳, COD值越低。在本实验室水样的处理中, 活性炭与水接触的时间为1.0 h时, 可达到较好的处理效果。接触时间继续增加, COD值的变化基本不大。这是由于活性炭的物理吸附趋于饱和所致。
2.2 活性炭的吸附能力和活性炭与水样的比例关系
取一水样, 用重铬酸钾法分别测定经过不同量的活性碳吸附处理后水样的COD值及水样中甲醇的含量, 测得值见表4。COD的去除率与活性炭的加入量之间的关系, 见图2, 甲醇的去除率与活性炭的加入量之间的关系, 见图3。
从水样分析结果可以看出:在100 mL水样中加入2 g活性炭进行吸附处理时, 水样中的COD值和甲醇的含量都有较大程度的降低, 随着水样中加入活性炭量的增加, 水样中的COD值有较大程度的降低, 甲醇含量也有所降低, 但降低的幅度不大。在100 mL水样中加入10 g或15 g活性炭进行吸附处理后的水样COD值及甲醇含量基本变化不大。所以, 在本实验条件下用活性炭处理水样来降低水样的COD值, 保持活性炭的加入量为10%即可达到去除水样中COD的目的。
3 结论
采用活性炭吸附技术对废水样品进行处理, 测试处理前后废水的COD值及甲醇含量, 经过实验可得出结论:活性炭吸附技术对废水样中的COD及甲醇有一定的去除效果, COD的去除率可达到90%以上, 在同样的试验条件下, 水样中甲醇的去除率为40%-50%, 因此, 活性炭吸附能够达到对工业废水处理的目的, 为工艺生产提供有力的技术依据。
参考文献
[1]WalkerGM, WeatherleyLR.Adsorption of acid dyes on-to granular activated carbon infixed beds[J].WaterR-esearch, 1997, 31 (8) :2091-2101.
[2]WalkerGM, WeatherleyLR.A simplified predictivemodel for biologically activated carbon fixed beds[J].ProcessBio chemistry, 1997, 32 (4) :327-335.
絮凝-活性炭吸附处理 篇9
关键词：活性炭,吸附,水处理
随着工业生产的扩大和工艺技术的复杂化, 大量污水无组织排放以及污水处理设施的非有效运行使我国水环境总体恶化、水环境污染事件时有发生, 已严重影响到事发区域人群的身体健康和生活水平, 对我国生态文明的建设提出了严重挑战。
目前国内外均对改性活性炭在污染治理方面的应用有一些研究, 主要方法是采用物理、化学方式对活性炭进行处理, 但工艺和技术均不能满足国际市场对新发现污染物的处理要求, 经过山西中绿环保集团有限公司和美国研究机构的国际合作, 以活性炭为载体, 采用物理、化学方法对活性炭进行改性处理, 在活性炭中植入不同的大分子集团, 开发能吸附二恶烷、过氯酸盐、六价铬及杀虫剂、制药生产中降解物等新型活性炭。通过初步试验应用, 证明通过给用户原有污水处理设施中增加活性炭吸附系统, 可以有效地减少废水中污染因子含量。本技术的特点包括运行费用低、占地面积小, 且系统运行稳定等优势, 使该技术在废水深度处理中有实际应用价值和竞争优势[1]。
1 活性炭过滤吸附技术原理及工艺流程
1.1 技术原理和材料选择
在处理工业废水中, 活性炭在一级、二级、三级处理工序中均可使用, 但为了经济节约, 多数选择在末级处理工序使用。对于污染成分复杂的工业废水, 通常需要将几种处理工艺组合起来进行处理, 活性炭往往在组合工艺最后的深度处理中应用。另外, 活性炭还可以与不同的材料联合应用, 组成新的工艺技术, 以取得更好的处理效果。
活性炭是过滤吸附技术的重要组成部分, 其性质及性能直接关系到过滤吸附工艺运行效果的好坏, 本研究主要选择了自制的1号圆柱状的活性炭材料作为主要吸附材料。这种圆柱状的活性炭过滤吸附料是以煤为主要原料烧制而成, 具有良好吸附性能, 它化学性质稳定、能够再生、机械强度高、可重复利用。同时, 又克服了传统活性炭价格高、机械强度低、易粉碎等缺点, 使其成为高性价比的过滤吸附材料。经过测定并与优质炭性能比较, 1号圆柱状的活性炭指标见表1。
1.2 工艺流程
经过初级处理的废水经过格栅、生化物化系统后, 出水被送至以活性炭为过滤吸附料的过滤吸附系统, 当废水流过过滤吸附系统时, 废水中的残留有机物、残留悬浮物等通过活性炭的过滤、吸附实现污染物与水体的分离, 使污水转化为可达标排放的清水[2]。其中, 过滤吸附系统可以根据用户排放的废水污染物浓度的不同, 设置多个处理级数选择不同特性的吸附材料, 但最多不超过三级, 否则会带来活性炭再生成本的急剧增加。如果三级还不能达到要求, 建议采用其他方法进行深度处理[3]。
2 活性炭过滤吸附技术主要特点
2.1 生产成本低
以煤为原料即可以生产出低成本、高性能的活性炭。由于在山西地区煤藏丰富, 品种繁多, 足以满足以煤为基础的低成本活性炭的生产。而达到吸附饱和的活性炭又可以通过高温再生重复利用。经过试验, 普通污水环境下的活性炭再生次数可以达到5次, 超过5次再生的活性炭性能会大幅下降, 再生成本会大幅上升[4]。
2.2 处理费用低
相对于其他深度处理技术来说, 活性炭过滤吸附技术约为用户节约废水处理电力消耗量65%, 如果按每天处理0.5万t废水, 每吨废水处理降低0.3 k W·h电能消耗计算, 仅废水处理每天即可为用户节省电力1 500 k W·h, 每年可为用户节省电力50多万k W·h[5]。具体处理费用见表2。
2.3 占地面积小
以采用活性炭过滤吸附技术处理规模为0.5万t/d的化工废水工程为例, 末级处理水COD为150 mg/L, 活性炭吸附后出水COD为45 mg/L、浊度≤3 FTU, 处理设施的占地面积1 300 m2, 相对较小。
2.4 维护简单
活性炭过滤吸附技术针对制药废水、城市污水、造纸中段废水等多个行业污水、废水进行了试验应用。经过检测, 均达国家新颁布的行业污染物排放标准[6]。
活性炭过滤吸附系统运行对水量、水质波动的适应能力强, 并且受水温、气候、温度变化的影响比较小, 管理人员日常工作主要为水质分析仪运行观察和设备维护等, 只有经过较长的时间段才需要做活性炭更换、再生活化。水质监测由于使用了自动分析仪技术, 无需经常监测, 只要注意定期对系统标定一次就可以了, 且活性炭更换、再生活化可以实现机械化, 工作强度大大降低[7]。
3 活性炭可再生使用
活性炭再生工艺主要采用高温再生, 具体包括干燥、高温碳化、活化3个阶段。其中高温碳化的机制为, 在惰性气体环境下加热到900℃, 使活性炭吸附的有机物沸腾, 气化脱附或者分解;而活化机制需要高压注入二氧化碳等气体对活性炭的微孔进行清理, 实现回收利用的目的[8,9]。
4 结束语
为了进一步优化水资源环境, 对污水排放进行更为严格的排放标准管控势在必行。在部分现有污水处理设施无法完全满足废水排放要求的背景下, 为实现达标排放, 利用活性炭过滤吸附技术进行废水处理的应用研究非常有意义。本项目的研究表明, 活性炭过滤吸附技术可以作为废水处理的末级工序, 取得良好的净化效果和较好的经济效益。
参考文献
[1]陈芳艳, 唐玉斌, 罗永玉等.活性炭对铅镉镍钴离子的吸附机理探讨[J].辽宁城乡环境科技, 2002 (2) :22-23.
[2]张小璇, 叶李艺, 沙勇, 等.活性炭吸附法处理染料废水[J].厦门大学学报, 2005 (4) :542-545.
[3]赵振国.吸附作用应用原理[M].北京:化学工业出版社, 2005.
[4]金兆丰, 徐竟成.城市污水回用技术手册[M].北京:化学工业出版社, 2004.
[5]王娟, 刘玉学, 范迪.焦化废水深度处理试验研究[J].环境工程学报, 2009 (10) :89-91.
[6]黄龙, 陈琳桂, 袁修彬, 等.活性炭在焦化废水深度处理中的应用研究[J].工业安全与环保, 2009 (7) :57-59.
[7]杨义.淮南市第一污水处理厂中水回用研究[D].淮南:安徽理工大学, 2010:68-69.
[8]马保军.城市中水回用的技术与问题研究[D].西安:长安大学, 2010:86-87.