芬顿氧化技术

芬顿氧化技术（精选七篇）

芬顿氧化技术 篇1

1 芬顿氧化法的机理分析

1.1 芬顿试剂羟基自由基反应机理

芬顿氧化技术, 它使用的芬顿试剂其中一个特点, 就是它有很强的氧化效果, 研究者借助顺磁共振 (ESR) 的手段, 分析了芬顿反应中生成的氧化剂碎片的特点, 能得到·OH特征信号, 据此得到了高能的自由基的产生机理以及氧化剂的生成原理, 产生的OH·的电极电位很高, 其有很强的氧化能力, 它不但把共轭体系结构氧化进而破坏, 它还可以把有机物分子最终变为CO2和水等。

1.2 芬顿试剂氧化有机物的反应机理

芬顿氧化, 即采用它自身的羟基自由基特点也就是超强氧化性, 可以对降解较难的物质实现深层次的氧化, 有机污染物RH首先与体系内部的羟基自由基 (·OH) 发生作用变成游离基R·, 进一步发生反应被氧化得到CO2和H2O, 最终, 有机污染物能达到讲解。

2 芬顿氧化技术分类

借助标准的芬顿试剂, 加上变化和耦合反应的前提, 可以获得很多类芬顿试剂法, 这些方法与芬顿试剂原理大致相同。

2.1 电—芬顿法

电—芬顿法, 通过组成微小原电池, 经过电化学处理, 这样可以自动化地生成Fenton试剂, 即经由阳极喷出氧气, 使得氧气还原并补充H2O2, 亚铁离子的生成过程是, 在溶液中加亚铁盐、铁牺牲进去充当阳极, 抑或于酸性溶液中倒入铁屑来得到。

2.2 光—芬顿法

光—芬顿法, 它的原理是, 把氧化剂或者催化剂, 要么是与复色太阳光要么是与单色紫外光辐射 (UV) 混合在一起发生反应的方法。其原理即基于普通的Fenton法, 发生光激发化学反应, 得到更多的羟基自由基·OH, 亚铁离子的循环作用效率得到提升, 污染物因此降解。

2.3 微波—芬顿法

微波可以使磁性物质发生“热点”, 能减小反应物的活化能, 污染物因此降解, 反应比较快速、效率比较高, 很难产生二次污染。

2.4 超声波—芬顿法

超声降解处于温和环境中, 它的降解的效率高, 它的范围广, 可单用, 抑或跟其他的水处理技术在一起使用。

3 芬顿氧化在废水处理中的应用现状研究

3.1 焦化废水

焦化废水, 典型的有毒而且降解难度大的废水, 它的有机污染物成分复杂, 常见的生化处理, 不能成功去除, 焦化废水排放到大气中, 但是很难达标。焦化废水常常利用预处理或深度处理技术之后达标, 芬顿催化氧化, 和其组合工艺净化焦化废水的运用会得到大力推广使用。

3.2 印染废水

印染废水, 其成分繁多、降解难度大的有机物的含量高, 并且其色度高、其毒副作用大、其可生化性不好。但生成·OH有强氧化特点, 可以使生物降解程度由难变易, 其能破坏染料的发色抑或助色基团, 所以这种方法大范围用于净化印染废水的工作中。

3.3 农药废水

农药废水, 它是一类高浓度的有毒的有机废水, 其生物降解难度大, 其有浓度高、色度深、毒害作用大、污染物的组成成分繁杂等特点。借助Fenton对除草剂恶草酮开展研究。研究发现, 黑暗条件中, Fe3+和H2O2的浓度分别是3和100 M的情况下, 经由5h Fenton试剂的光催化处理之后, 恶草酮的去除率最高可达98.4%。

3.4 化工废水

化工废水中往往里面有氯代苯类等毒性物质较多, 往往毒性较强, 致癌性也较强, 它是典型的降解难度大的工业中产生的有机废水。利用Fenton-絮凝法来对化工综合废水进行分析。这可以为后续生化处理提供有利条件。

3.5 制药废水

制药废水的特点是有机污染物的浓度高, 毒性大, 往往存在很多生物抑制剂, 因此生物降解的难度比较大。根据医药化工产生的废水污染物的独有特征, 高含氮废水沉淀法进行预先处理, 综合废水中的一些处理工艺, 而且把握对应的设施技术标准。

4 结语

Fenton试剂, 作为一种强氧化剂, 其活性高、而且反应速率快、它的反应条件要求温和, 适用范围广, 在难降解污染物处理中降解处理迅速, 其有较大的使用范围, 即可以提升废水的可生化性, 在处理系统的终端开展深度处理, 能够让外排的废水的水质可以达到排放的标准水平。随着研究的不断加深, Fenton氧化法不断改进后, 会得到更加广泛的使用。

摘要：芬顿氧化法, 作为一种高级的氧化技术, 它有较高的去掉难降解的有机污染物的作用。本篇文章介绍了芬顿氧化方法降解废水污染物的原理, 讲述了芬顿氧化法在难降解工业废水中的应用研究进展, 为此技术在废水处理中的分析和研究奠定了理论基础。

关键词：芬顿氧化技术,废水处理,分析研究

参考文献

[1]刘璞, 王丽娜, 等.Fenton氧化-混凝工艺处理焦化废水的研究[J].武钢技术, 2013, 51 (1) :47-49.

[2]傅学峰, 冯俊生.Cu2+作用下Fenton氧化处理苯酚废水研究[J].安徽农业科学, 2011, 39 (12) :7358-7359.

[3]梅荣武, 韦彦斐, 沈浙萍.草甘膦废水预处理研究与工程应用[J].给水排水, 2012, 38 (1) :50-53.

芬顿氧化技术 篇2

摘要：研究了常温下芬顿试剂氧化乳化液废水的特性,当进水COD为50540mg・L-1,常温下芬顿试剂氧化的最佳条件为H2O2/COD的质量浓度比为2.0,Fe2+/COD的.质量浓度比为0.075时,其COD去除约91%;常温下芬顿试剂氧化乳化液废水时存在明显的诱导期,用表观一级模型分别解释了快速和慢速的反应过程.另外,进一步研究了以H2O2替代部分或全部空气即湿式过氧化氢氧化工艺的氧化能力,湿式双氧水氧化可显著降低亚铁投量(Fe2+投量为50mg・L-1),150℃时COD去除率为82.4%;以少量的双氧水(H2O2/COD=0.05)为引发剂,在120℃下COD去除率达52.0%,催化效果显著.作 者：唐文伟 曾新平 胡中华 TANG Wenwei ZENG Xinping HU Zhonghua 作者单位：唐文伟,胡中华,TANG Wenwei,HU Zhonghua(同济大学化学系,上海,92)

曾新平,ZENG Xinping(同济大学生命科学与技术学院,上海,200092)

芬顿氧化法在废水处理中的应用 篇3

关键词：Fenton氧化法,废水处理,难降解

1894年, 科学家Fenton HJ发现, 过氧化氢 (H2O2) 与二价铁离子 (Fe2+) 混合后, 可以将当时很多已知的有机化合物如醇、羧酸、酯类等氧化为无机态, 氧化性极强。但这种氧化性试剂却因为氧化性极强没有被太多重视。直至上世纪70年代, 水环境的污染成为世界性难题, 而具有去除难降解有机污染物的高能力的Fenton试剂, 在多种工业废水处理中逐渐得到了广泛的应用, 并日益受到国内外的关注。

1 Feton试剂反应机理

Fenton氧化法是在酸性条件下利用Fe2+催化分解H2O2产生的·OH降解污染物, 且生成的Fe3+发生混凝沉淀去除有机物, 因此Fenton试剂在水处理中具有氧化和混凝两种作用。一方面, 对有机物的氧化作用是指Fe2+与H2O2作用, 生成具有氧化能力极强的羟基自由基·OH而进行的自由基反应[1];另一方面, 反应生成的Fe (OH) 3胶体具有絮凝、吸附功能, 也可以去除水中部分有机物[2]。

Fenton氧化的自由基机理, 其实质是双氧水和二价铁离子之间的链式反应催化生成HOo自由基, 基本作用原理如下:

羟基自由基 (·OH) 具有很强的氧化性, 仅次于氟并且是一种非选择性的氧化剂, 易氧化各种有机物和无机物, 反应速度快, 氧化效率高。

Fenton试剂在对废水处理过程中存在一些现象有时候难以用羟基自由基机理解释, Kato和Walling经研究指出, Fenton试剂在处理有机废水时会发生反应产生铁水络合物[3]。主要反应式如下:

由上可见, Fenton试剂具有絮凝功能, 而这种絮凝功能也是去除COD的重要组成部分。

2 Fenton氧化法在废水处理中的应用

Fenton氧化法在废水处理中的应用具有其它方法无可比拟的优点, 但由于过氧化氢价格昂贵, 如果单独使用Fenton试剂, 则成本太高, 所以在实践应用中通常与其他方法联用, 如与混凝沉降法、生物法、活性炭法等联用, 用于废水的预处理或最终深度处理, 以取得良好的效果。

2.1 废水的预处理

加入Fenton试剂对废水进行预处理, 是通过羟基自由基 (·OH) 与有机物的反应, 使废水中难降解的有机物发生偶合或氧化, 形成分子量较小的中间产物, 从而改变它们的可生化性、混凝沉淀性和溶解性, 然后通过后续的混凝沉淀法或生化法加以去除, 可达到净化的目的。吴克明[4]等对高浓度焦化废水处理采用Fenton混凝沉淀法进行了研究, 氧化处理后用氯化铁作为混凝剂, 当p H值控制在3左右, 反应温度为80℃, 反应时间为30min时, 焦化废水COD、NH3-N、色度和浊度去除率分别达到了93.1%、96.2%、90.2%和90.8%;肖羽堂等人[5]向某染料厂的二硝基氯化苯生产废水中加入一定量的铁屑和0.08%的H2O2 (30%) 后, 废水的COD从953mg/L下降到290mg/L左右, 而BOD5:COD值从0.07以下增至0.6以上。王浪等采用破乳-Fenton试剂法对磨床车间高浓度废乳化液进行处理, 原水CODcr高达290000mg/L, 而BOD5为28000mg/L, 当使用合适的破乳药剂破乳后, 投加适量的Fenton试剂进行氧化处理, 最终出水CODcr降至684 mg/L, BOD:COD由0.094上升至0.47, 可生化性得到很大的提高。

2.2 废水的深度处理

一些工业废水, 经物化、生化处理后, 水中仍有少量难降解有机物未得以去除, 当水质未能达到排放标准时, 可采用Fenton氧化法对其进行深度处理。例如, 处理染料废水采用中和-生化法时, 由于仍残留着生物难降解有机物, 出水的COD和色度不能达标排放。而加入少量的Fenton试剂, 可以同时达到去除COD和脱色的目的, 使出水达到国家排放标准。赵晓亮等通过研究证明:采用Fenton氧化法对经A/A/O工艺处理的焦化废水进行深度处理, 探索了反应的最佳条件, 证明Fenton氧化法深度处理焦化废水是可行和有效的。广东某造纸厂采用Fenton流化床技术对造纸废水进行深度处理, 进水COD=250mg/L, 停留时间30min, 最终出水COD去除率达到72%, 且污泥产量少, 占地少, 处理成本较低。

3 结束语

Fenton氧化法具有易于操作, 方便快捷等优点, 是一种应用潜力很大的废水处理技术, 在国外该方法早已在一些对经济成本不敏感的工业废水处理中得到广泛的应用。但传统Fenton法由于存在有机物矿化程度不高、双氧水消耗大、成本高等缺点, 所以近年来国内外侧重于研究改性Fenton法。随着研究的深入, 又把紫外光 (UV) 、草酸盐 (c2O42-) 等引入Fenton试剂中, 发展了新的方法, 如UV/Fenton法、UV/H2O2法、铁屑/H2O2法和电Fenton法等使其氧化能力大大增强。从发展历程来看, 基本上可沿着光化学和电化学两条路线向前发展。

参考文献

[1]罗刚, 黄君礼, 孙红.活性炭吸附/Fenton试剂氧化法处理造纸厂污冷凝水的研究[J].哈尔滨建筑大学学报, 1999, 32 (6) :59-62.

[2]Xu Xiangrong, Li Huabin, Wang Wenhua, et al.Degradation of dyes solutions by the Fenton process[J].Chemosphere, 2004, 57 (7) :595-600.

[3]张国卿, 罗春田, 等.Fenton试剂在处理难降解有机废水中的应用[J].工业安全与环保, 2004, 30 (3) :17-20.

[4]吴克明, 陈新丽, 陆艳.Fenton混凝沉淀法处理高浓度焦化废水的研究[J].电力环境保护, 2005, 21 (3) :41-43.

芬顿氧化技术 篇4

1 芬顿氧化机理

在水处理领域, 氧化还原法是一种常用的处理方法。它通常是指通过药剂与污染物的氧化还原反应, 把废水中的有毒害作用的污染物转化为无毒或微毒物质的方法[3]。芬顿氧化法是一种利用芬顿试剂的强氧化性降解有机物的有效的高级氧化法, 芬顿试剂是过氧化氢与亚铁离子结合形成的一种具有极强氧化能力的氧化剂, 它对多种有机物而言都是一种有效的氧化剂[4]。由于过氧化氢在催化剂铁盐存在时, 能生成羟基自由基 (·OH) , 该羟基自由基比其他一些常用的强氧化剂具有更高的氧化电极电位 (·OH+H++e-=H2O, E=2.8 V) , 其氧化性大约是氧的2倍, 位于原子氧和氟之间。·OH是一种很强的氧化剂, 因而芬顿试剂也是一种很强的氧化剂。芬顿试剂反应过程如下[5]:

由于羟基自由基的反应具有极强的氧化性 (是氧化能力仅次于氟的强氧化剂) 、反应速度快 (属于游离基反应) 、可将污染物完全无机化等特点, 近年来已经在环保上得到了越来越多的应用, 成为备受瞩目的水处理技术之一。当用于降解有机物时, 最终可以将有机物氧化为水和二氧化碳, 不会形成二次污染, 在处理难降解有机污染物时具有独特的优势, 因而特别适用于处理难降解的高COD有机污水, 是一种很有应用前景的废水处理技术[6]。

2 实验过程

2.1 实验水样

本实验用水为神华宁夏煤业集团煤炭化学工业分公司甲醇厂脱盐水系统尾水经浓缩处理后的高含盐水, TDS (水中总溶解固体值即检验出在水中溶解的各类有机物或无机物的总量) 含量为3000 mg/L, COD (在一定条件下, 氧化1 L试样中还原物质所消耗的氧化剂的量) 含量为320 mg/L。

2.2 分析测定方法

2.2.1 COD的测定

COD的测定采用重铬酸钾法, 在强酸性溶液中, 用重铬酸钾氧化式样中的还原物质, 过量的重铬酸钾以亚铁灵为指示剂, 用硫酸亚铁铵标准溶液回滴, 根据其用量计算试样中还原物质消耗氧的量。反应式如下:

重铬酸钾氧化性很强, 可将大部分有机物氧化, 但吡啶、芳香族等物质不易被氧化。此方法的COD有效测定范围是50~600 mg/L, 因此本方法适用于本实验的COD测定。

2.2.2 p H的测定

p H表示谁的酸碱性强弱, 是溶液中氢离子活度的负对数, 即p H=-lgaH+。

实验采用PHS-3C型p H计测定试样的p H值。测定式样的p H值时要保证p H计的探头干燥清洁, 待数值稳定后从电子显示屏上读出数据。

2.3 实验内容

本实验分为第一批实验与第二批实验两部分, 第一批实验先参考相关文献初始设计各药剂投加量, 第二批实验再根据第一批选出的处理效果较佳投加量设计正交实验以及分析结果。

2.3.1 实验步骤

取200 m L水样于烧杯中, 将浓硫酸稀释后用于调节水样p H值, 将调好p H值的水样固定在搅拌器上, 加入称量好的硫酸铁盐后取指定体积的双氧水, 启动搅拌器并计时, 到指定时间后停止搅拌。将反应完后的水样静置30 min, 取上清液进行COD及p H测定, 做好分析记录。

2.3.2 实验数据分析

第一组实验先分别对水样中加入不同量的硫酸亚铁盐, 调节p H为3, 通过上述实验数据可知, 硫酸亚铁的投加量无需太大, 因为过大会导致COD含量高, 影响COD的去除效果, 实验结果所得COD值超过原水样。因此逐渐减少硫酸亚铁投加量, 在投加0.1 g时COD去除率最高, 故设定硫酸亚铁投加量为0.1 g。设定硫酸亚铁为0.1 g后, 增加双氧水的投加量, 根据实验数据分析得知, 双氧水的投加量也不益过多, 这是由于当双氧水量过多时, 在亚铁离子的催化作用下产生的羟自由基浓度较高, 易发生自分解反应变成水和氧, 这样就没有达到充分利用于分解有机物的目的, 消耗了大量的H2O2[7]。因此可知双氧水最佳加入量为10~12 m L。因此设计正交实验进行第二批实验, 其结果如表2所示。

由正交试验结果分析, 在双氧水, p H值与Fe2+投量三因素中, 最为显著的是双氧水投加量, 其次是p H值, 再次是Fe2+投入量。从数据变化趋势看似乎呈相同的递增态势, 但结合实际, 即使再增加双氧水与Fe2+的投入量, 有机物分解率也增加不多, 可认为双氧水加入12 m L, 硫酸亚铁投加量为0.15 g, p H值为4为较为理想的条件, 对COD的去除率为33.44%, 去除效果最好。

3 结论

通过本实验对原水COD进行多次重复实验得到数据显示, 高含盐水中的COD得到了一定的降解, 但由于实验条件的限制, 使得COD的去除率较低, 效果不太理想, 因此后续还需做大量的研究, 以求达到最好的处理效果。但是由于Fenton试剂降解废水的特殊成效而言, 以及不易产生二次污染等优点来说, 利用芬顿氧化法去除高含盐水中的COD的方法是可行的。随着该方法的进一步研究和走向应用, 其处理高含盐水中COD的效果也会越来越受到重视, 将成为今后的一大研究重点。

摘要：Fenton试剂是一种高效氧化剂, 适用于难降解有机废水的处理。本文介绍了芬顿氧化法处理水中COD的反应机理, 对其处理高含盐尾水中COD的效果进行了实验研究。在常温下, 向试验用原水样中投加适量的H2O2与Fe2+, COD去除率达到33%, 最后对其实验效果原因进行了阐述。

关键词：芬顿试剂,高含盐水,机理,实验方法

参考文献

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[3]张希衡.水污染控制工程[M].北京:冶金工业出版社, 2004:179.

[4]唐受印.废水处理热氧化技术[M].北京:化学工业出版社, 2002:52-54.

[5]Kang C, Sobkowiak A, Sawyer D T.Iron-induced generation of hydrogen peroxide from dioxygen:induction of Fenton chemistry and ketonization of hydrocarbons[J].Inorg.Chem, 1994, 33 (1) :79-82.

[6]郭怡莹, 王永飞, 赵晓舒.氧化法处理高COD废水[J].辽宁化工, 2010, 36 (8) :866-868.

芬顿氧化技术 篇5

1 氧化芬顿法分析

氧化芬顿法在应用过程中, 其技术主要涉及到了电—芬顿法、光—芬顿法、微波—芬顿法等技术手段, 氧化芬顿法的应用, 能够对废水中的污染物进行有效处理, 降低其对环境的污染和破坏[1]。

1.1 电—芬顿法

电—芬顿法在应用过程中, 主要是利用微小原电池, 以电化学的方法对皮革废水中的COD进行处理。其应用原理为:利用向阳极喷射氧气还原提供H2O2, 提高亚铁离子的循环效率, 从而使皮革废水中的污染物进行分解。

1.2 光—芬顿法

光—芬顿法利用氧化剂或是催化剂, 与光辐射作用进行结合使用。其原理为:以芬顿法作为基础, 利用光激发化学反应生成羟基自由基OH, 对污染物进行降解。

1.3 微波—芬顿法

微波—芬顿法可以利用“微波”使磁性物质产生“热点”, 从而实现污染物降解。微波—芬顿法在利用过程中, 反应速度快, 并且效率高, 能够有效降低废水中的COD, 从而起到保护环境的作用。

2 催化氧化芬顿法在皮革废水中的应用

在皮革废水中COD深度处理是以双氧水作为氧化剂、二价铁盐作为催化剂、在酸性条件下产生具有极强氧化能力的OH-, 对废水进行催化氧化反应, 提高废水中的COD去除率。

2.1 工艺应用及分析

皮革废水经过好氧生物处理后, 将其送入催化氧化处理反应池内。利用硫酸水溶液使其p H值保持在2.5~3.5之间, 之后利用七水硫酸亚铁溶液和双氧水对高浓度COD废水进行处理, 最后加入氢氧化钠溶液进行中和沉淀分离, 出水达到排放标准。同时并对COD去除率进行测定计算, 优化各个影响因素[2]。

(1) 增减双氧水含量, 对COD变化情况进行分析。当双氧水试剂与COD质量比为1.5:1时, 会使COD的去除率达到高点, 但是在这一过程中, 双氧水不断增多时, 对COD去除效率较为不利, 由此可见, 在利用催化氧化芬顿法对皮革废水COD处理时, 要对双氧水的含量进行有效控制[3]。

(2) 增减七水硫酸亚铁溶液含量, 对COD变化进行分析。当七水硫酸亚铁溶液与COD质量比为1:1时, COD的去除率达到高峰值, 在不断增加七水硫酸亚铁溶液时, 对COD去除效率十分不利, 由此可见, 要对七水硫酸亚铁溶液的投加量进行有效控制[3]。

(3) 在应用过程中, 如何对七水硫酸亚铁溶液和双氧水试剂进行添加, 对于深度处理皮革废水中的COD有着较大的影响。例如在投加七水硫酸亚铁溶液和双氧水试剂顺序上对去除COD有一定影响, 当先加入七水硫酸亚铁溶液, 后对双氧水进行添加, 可以获得更好的去除效果。

(4) 在七水硫酸亚铁溶液和双氧水试剂在固定比的情况下, 利用硫酸水溶液对p H值进行调整, 当p H值在2.5~3.5之间, COD的去除率变化不大, 当p H值高于3.5时, COD的去除率呈明显变化, 不利于催化氧化对皮革废水中的COD有效去除。

2.2 催化氧化芬顿法在皮革废水中COD深度处理的要点

在利用催化氧化芬顿法进行皮革废水中的COD深度处理过程中, 要注重把握以下几点:

首先, 在对芬顿试剂量应用时, 要注重对含量进行有效控制, 避免造成资源浪费。同时其过量使用会对氧化反应产生较大的影响和不必要的浪费, 这就需要在去除皮革废水中的COD含量时, 对比例进行有效控制。

其次, 在对皮革废水中的COD进行深度处理过程中, 要注重把握芬顿试剂的添加方式和顺序, 提升对COD的处理效率。这一过程中, 要注重PH值、催化剂、氧化剂的自动化添加方式, 保证处理效果。

最后, 为了更好地满足皮革废水处理环保需要, 在保证降低废水中COD含量的同时, 可以减少芬顿试剂用量, 削减因中和反应沉淀后的污泥含量, 以整体降低对环境的污染。

3 结语

上述分析中, 在利用催化氧化芬顿法处理皮革废水中的COD时, 要注重把握技术手段的合理应用, 有效提升COD去除率。皮革废水中COD深度处理过程中, 还要注重经济性, 合理控制芬顿试剂各环节的投入量, 减少反应物, 保证在对皮革废水中COD处理时, 能够具有较好的经济性和环境性, 促进可持续发展。

摘要：近年来, 随着人们生活水平不断提高, 对皮革需求日益增加, 皮革加工生产过程中, 产生的废水污染物较多, 对环境污染有着较大的影响。也同时随着我国社会经济的快速发展以及可持续发展理念的提出, 废水排放标准不断提升, 在这一过程中, 如何对皮革废水中的COD进行深度处理, 成为现阶段必须考虑的一个重要议题。本文从皮革废水中COD深度处理这一问题入手, 探讨了催化氧化芬顿法在这一过程中的实际应用。

关键词：催化氧化芬顿法,皮革废水处理,COD深度处理

参考文献

[1]马宏瑞, 吴薇, 花莉, 张文淘.皮革工业污水治理技术选择与运行管理分析[J].中国皮革, 2014, 01:29-32.

[2]赵昌爽, 张建昆.芬顿氧化技术在废水处理中的进展研究[J].环境科学与管理, 2014, 05:83-87.

芬顿氧化技术 篇6

复合式厌氧流化床反应器(Up-flow Blanket Filter,简称UBF)是在上流式厌氧污泥床(Up-flow Anaerobic Sludge Blanket,简称UASB)和厌氧过滤器(Anaerobic Filter,简称AF)基础上开发的新型复合式厌氧反应器[3]。废水进入UBF,通过底部的布水管均匀地分布在这个UBF底部,废水上升过程中先在污泥床进行厌氧反应产生甲烷,气体能够膨化污泥,使得废水能够和厌氧污泥充分接触,然后通过填料层,填料层将厌氧污泥截留下来,同时填料表面形成的生物膜能够降解COD,达到废水的高效去除。杨琦[4]研究了填料层对提高UBF处理废水效果的研究,结果表明有填料层的UBF的有机物去除率、甲烷产气率都优于没有填料层的UBF。张望[5]、李亚新[6]研究UBF处理废水发现,前置物化预处理有助于提高UBF处理效果,极大地提高COD、NH3-N的去除效果。改进UASB反应器,将填料设置在污泥床上,能够大大提高厌氧反应器对废水有机负荷的抗冲击能力,这主要是因为填料能够增强微生物浓度,崔宗均等[7]研究表明填料型厌氧反应器能够大大增强产甲烷微菌浓度,并且提高反应器性能。

基于目前印染废水处理技术现状,本研究采用铁碳微电解-芬顿氧化-UBF复合工艺处理印染废水,相较于传统厌氧-好氧生化处理工艺,本工艺前置铁碳微电解和芬顿氧化-中和沉淀池工艺不仅能够降低染料废水色度、COD浓度,同时能够将染料废水中环状、链状的大分子有机物降解为小分子有机物,提高废水可生化性。同时相较于传统UASB生化工艺,UBF在污泥层上部设置了填料层,填料层能够截留颗粒污泥,同时吸附废水中污染物质,从而提高废水处理效果。本工艺运行效果稳定,以期为此类废水处理提供一条高效、稳定的处理工艺。

1 废水基本性质和处理工艺设计

1.1 废水特性与工艺流程

本工程进水包括生产车间的废水、雨水和生活污水。其中生产车间的高盐废水通过蒸发析盐设备将盐分蒸出后和生活污水、雨水混合。该厂区污水处理能力为1 600 t/d,废水中主要包括阳离子红X-GRL,阳离子蓝X-GRL和阳离子金黄X-8GL。混合废水具体生化指标如表1所示。

本工程废水处理流程如图1。主要采用物化预处理和生化处理单元,物化预处理构筑物包括:p H调节池,铁碳微电解池,芬顿氧化池和中和沉淀池;生化处理单元即UBF反应器。具体构筑物参数如表2所示。

1.2 废水处理工艺设计

针对废水水质COD含量很高、色度大、可生化性差的特点,采用铁碳-芬顿氧化预处理,同时采用抗水质波动的厌氧生化反应进一步降低COD,整个污水站构筑物结构紧凑,处理效果稳定,对于染料废水有较好的去除效果。

考虑到铁碳微电解池中更换铁碳填料人工劳动强度大的现状,铁碳池中采用的铁碳球填料是1000℃高温烧结的填料,孔隙率达到65%,比表面积1.6m2/g,铁、碳和催化剂的质量比为8.5∶2∶1,该铁碳填料3个月补充一次。铁碳微电解池出水含有大量的Fe2+离子,因此芬顿氧化池只要泵入30%双氧水,不需要额外投加Fe2+。为了提高污泥负荷比,保持UBF较高废水上升流速,UBF回流比为200%~300%。Fe2+在芬顿池中氧化为Fe3+,Fe3+和液碱形成Fe(OH)3起到较好的絮凝作用。中和沉淀池采用竖流式沉淀池,三角堰出水泵入UBF,底部泥斗排泥脱水后作为固废处理。

2 运行结果与讨论

2.1 复合工艺对废水COD去除效果

该印染厂废水处理站运行稳定,选取2015年8月份的检测数据进行分析研究,其他月份运行效果具有类似性。

如图2所示,铁碳微电解-芬顿氧化-UBF复合工艺连续运行过程中,进水水质COD有较大的波动,这主要是因为进水是由生活污水、雨水和生产车间废水混合而成的,同时生产车间生产的染料不同导致进水水质波动性较大,COD浓度波动范围在4 000~5 500 mg/L,铁碳微电解池对于COD有一定的去除效果,这主要是因为铁碳池内Fe和C形成无数个原电池[8],原电池产生的1.2V电位差对有机物进行降解,同时产生的Fe2+在曝气的情况下形成Fe3+,对于难降解有机物有一定的絮凝作用,导致COD含量下降,经过铁碳微电解处理后COD含量下降到3 000 mg/L以下。从图2中可见,芬顿氧化池对于COD有很强的去除效果,主要是因为铁碳微电解池产生的原生态Fe2+和Fe3+进入芬顿池后和H2O2反应产生的高级氧化OH·,OH·对于有机物有很强的降解作用,同时能够将大分子有机物降解成小分子有机物,从而降低COD含量,而通过添加液碱和PAM使得形成的Fe(OH)3絮体能够吸附有机物混凝沉淀,大大降低有机物含量,从图中可见芬顿氧化后COD下降到800 mg/L。而UBF对于物化预处理的印染废水处理效果十分稳定,去除率达到了62.5%,可见UBF反应器作为生化池对于印染废水有更强的适应性和水质抗冲击能力,UBF出水稳定在300 mg/L,达到了化工园区污水处理厂的接管标准。可见,复合工艺对于COD有较强的去除效果。

2.2 复合工艺对废水色度去除效果

印染废水色度大,这主要是因为印染废水中含有大量的大分子发色基团,这些发色基团属于难降解有机物,可生化性很差,微生物无法代谢分解。复合工艺运行过程中,分析了复合工艺各构筑物对于色度的去除效果,如图3所示。

印染废水色度主要是由于生产车间废水引起的,同时由于生产车间生产的产品不同导致废水中色度波动性很大,由图3可见,废水色度1 000~2 000倍。经过铁碳微电解后,色度有明显的降低,色度下降到800倍以下,去除率达到60%左右,可见铁碳微电解对于印染废水的发色基团有较强的破坏作用;芬顿氧化反应产生的Fe(OH)3对于大分子的发色基团有较好混凝作用[8,9,10],导致色度下降到400倍以下,去除率达到50%,UBF反应器中的厌氧污泥能够降解大分子有机物,同时吸附发色基团等大分子有机物,从而使得色度下降到100倍以下,废水颜色明显变淡。可见复合工艺对于色度有较好的去除效果。

2.3 铁碳微电解-芬顿氧化预处理工艺对于印染废水生化性的影响

印染废水生化性差,这主要是由于印染废水COD主要是大分子有机物,微生物无法代谢分解,目前普遍采用氧化作用将大分子有机物降解成小分子有机物,提高可生化性BOD/COD。

如图4所示,印染废水的可生化性在0.1,可生化性差,经过铁碳微电解后其可生化性提高到0.15,这主要是因为铁碳原电池形成1.2V电位差能够破坏大分子有机物,铁碳微电解将大分子的环状、链状有机物打开,大分子有机物降解为小分子有机物,提高可生化性[11,12];经过芬顿氧化后印染废水的可生化性进一步提高到0.35,这主要是因为芬顿高级氧化工艺形成的氧化性极强的OH·,OH·能够将绝大数大分子有机物降解为小分子有机物,从而提高印染废水的可生化性。

可见,复合工艺中铁碳微电解-芬顿氧化预处理不仅能够降低COD含量,同时铁碳微电解-芬顿氧化预处理能够提高印染废水可生化性,从而提高UBF对印染废水COD降解效果,同时能够降低UBF生化池外投C源量。

3 结论

(1)印染废水COD含量大、可生化性差、水质波动性大,铁碳微电解的原电池产生的1.2V电位差降解有机物,芬顿氧化产生的OH·降解有机物,UBF反应器底部的厌氧污泥和填料上的生物膜能够降解微生物,从而使得复合工艺能够将印染废水COD从4 000~5 500 mg/L稳定降低到300 mg/L,色度从1 000~2 000倍降低到100倍以下。

(2)铁碳微电解-芬顿氧化预处理不仅能够起到降低COD含量,同时产生的氧化作用能够将印染废水可生化性从0.1提高到0.35,有助于增强UBF生化池的处理效果。

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芬顿法污泥脱水预处理技术研究进展 篇7

1 污泥处理处置技术

通常污泥的处理阶段包括浓缩、调理、脱水三个部分, 污泥的处置方法有填埋、好氧堆肥、厌氧制沼气及农用绿化等。在选择合适的污泥处理处置工艺时, 应当注意整个工艺的减量化、稳定化、无害化和资源化。

1.1 减量化

由于污泥的含水率很高, 体积很大, 导致后续的处理量也非常大, 处置费用也会相应很高, 同时含水率高的污泥具有流动性, 这也增加你污泥处置的难度。减小污泥量对后续污泥处置的难度和费用都很有利。

1.2 稳定化

污泥中含有大量的有机物, 发生腐烂后会产生异味, 并对周围土壤、大气、水源都产生污染, 对后续污泥运输、处置都产生影响。需要将污泥中易腐烂的有机物进行降解处理, 增强污泥的稳定性。

1.3 无害化

污泥中含有大量病原菌、寄生虫卵及病毒, 这些都会传播疾病, 威胁到人类健康。需要对污泥进行经过除菌消毒处理, 提高污泥的卫生指标。

1.4 资源化

污泥含有较高热值。可以进行厌氧制沼气;污泥中含有大量氮磷钾等促进植物生长的营养要素, 可将其作用于农林绿化;污泥中的无机质还可用于建材方面。

2 污泥处理

2.1 浓缩

污泥浓缩主要是通过外力去除污泥中的自由水, 从而降低其含水率。根据外力方式的不同, 主要分为重力浓缩、气浮浓缩和离心浓缩。浓缩处理属于污泥的初步脱水过程, 脱水程度很低, 含水率可由99%降至95%~97%左右, 污泥状态仍然呈流动状态。

2.2 稳定

厌氧消化、好氧消化和好氧堆肥是目前我国应用最广泛的污泥稳定化技术。其中污泥经过厌氧消化处理后会产生大量的沼气, 产生的沼气可通过燃烧转化为热能或电能实现资源化。同时消化后的污泥, 含有的灰分和一些有机物可以对土壤肥力和土壤结构的提高起到一定作用。污泥好氧消化和好氧堆肥实际是活性污泥法的延伸, 通过补充氧气使得活性污泥中的微生物自身氧化分解, 无机化后提高污泥稳定性。

2.3 调理

污泥调理的本质是在污泥脱水前先对其进行预先处理, 这样使得后续的脱水工艺处理效率更高。污泥的调理工艺主要包括化学、物理和生物方法, 其中化学调理法操作简单, 投资成本低, 是目前应用最广泛的方法。

2.4 脱水

污泥脱水主要包括干化法和机械法两大类。干化脱水是通过热能传导对污泥中水分的作用, 使其蒸发脱离的一种方法;机械脱水是利用机械设备对污泥进行脱水处理, 按脱水原理不同又可分为三类:真空脱水、压滤脱水和离心脱水。

3 影响污泥脱水性能的因素

污泥胶体颗粒具有高亲水性, 颗粒与水结合力很强, 如果没有预先的处理, 则绝大多数污泥的脱水是非常困难的。影响污泥脱水性能的因素主要包括:阳离子、胞外聚合物 (EPS) 、表面电荷和粒径。

3.1 阳离子

根据DLVO的双电子层理论, 污泥胶体颗粒表面呈负极电位, 颗粒外层包含两个电子层。由里向外分别为致密的由反离子层构成的斯特恩层和松散的扩散层。反离子浓度随着与颗粒中心距离的增加而降低, 直到与溶液中离子浓度相等。污泥双电子层的存在使得污泥颗粒与颗粒之间存在排斥力, 排斥力维持着颗粒与颗粒之间的动态平衡。溶液中阳离子的增多会抵消掉一部分污泥颗粒表面的负极电位, 使得双电子层得到压缩, 颗粒与颗粒之间排斥力减小, 絮体颗粒更容易团聚在一起发生絮凝沉淀。

3.2 表面电荷

根据DLVO双电子层理论, 污泥胶体颗粒表面电荷越大, 颗粒与颗粒之间的排斥力越大, 污泥絮体就越加松散, 沉降性能就会降低。同时污泥颗粒表面电荷的存在会增加污泥的压缩性, 也会使得胶体容易发生胶凝蓄水, 增加污泥脱水的难度。表面电荷高低的指标为ζ电位, 其值越高, 污泥絮体越稳定, 越难脱水。

3.3 粒径

污泥颗粒带有负电荷, 颗粒与颗粒之间由于相互排斥力的存在而形成了一种相对稳定的分散系统, 被称之为污泥胶状絮体。一定范围内污泥颗粒的粒径越小, 其比表面积就越大, 污泥内的水合程度和过滤阻力就越大, 即污泥比阻越大, 污泥脱水性能越差。但污泥粒径如果太大也会堵塞板框压滤机滤布的空隙, 导致脱水程度降低, 因此污泥粒径应当控制在一个合适的范围内。一般情况, 生物降解、絮凝剂调节、p H调节等这些调节方式都是通过改变污泥粒径分布来改变污泥脱水性能的[3]。

3.4 胞外聚合物

胞外聚合物 (EPS) 是污泥中的微生物生成代谢的产物与污泥本身有机物的总称。活性污泥中含有大量胞外聚合物, 占到污泥总质量的80%。EPS的主要成分为多糖、蛋白质、核酸及腐殖质。其中80%左右为蛋白质和多糖。

希金斯等研究发现EPS中带负电性的官能团, 污泥中的多糖和蛋白质还可以吸附大量的水分, 这导致污泥的脱水性能变差[4]。除此之外, 污泥的消化程度会随着EPS与污泥中的阳离子反应而降低, 导致污泥脱水性能更差[5]。内亚斯等认为通过降低EPS中的多糖和蛋白质的含量会提高污泥脱水性能[6]。

4 Fenton调理技术及其研究进展

4.1 Fenton调理机理

H2O2经过Fe2+的催化分解生成羟基自由基 (·OH) 和氢氧根离子 (OH-) , 并引发连锁反应从而产生更多的其它自由基, 这些自由基会更有机物分子发生反应, 从而使有机质分子无机化。应用到污泥处理时, 产生的羟基自由基会降解污泥中的有机质分子, 破坏污泥的胶态结构;破坏污泥中的胞外聚合物, 释放出其包含的结合水, 提高污泥的可脱水性;同时还达到脱色除臭的效果。

4.2 Fenton污泥调理技术研究进展

4.2.1 传统Fenton法

李娟[7]等利用Fenton试剂对胞外聚合物的氧化破解作用, 对剩余污泥进行了调理实验并找到最佳反应条件为, p H=2.5, 反应时间90 min, H2O2/Fe2+ (质量比) =8∶1, 温度65℃~70℃。经过Fenton的氧化作用, 污泥中的胞外聚合物得到了大幅度降低, 污泥的无机化程度提高;污泥颗粒平均粒径和中值粒径分别减小了83.64%和82.69%。提高了污泥的脱水性能。

4.2.2 光Fenton法

紫外光或可见光可以提高Fenton试剂对有机物的降解效率, 如当用紫外光照射Fenton试剂, 处理有机废水时, COD去除率可提高10%以上。

周煜等[8]利用紫外光-Fenton氧化处理城市剩余污泥, 以污泥比阻和滤饼含水率为指标考察了处理结果。结果表明, 光-Fenton氧化对污泥EPS的破解效果和污泥脱水性能的改善效果均明显要比单独Fenton反应和单独紫外光照射处理好。

4.2.3 超声波耦合Fenton法

宫常修[9]等提出将超声波技术与单独Fenton氧化技术结合来调理破解污泥, 并将其与单独Fenton氧化效果进行了比较。通过污泥比表面积的变大和粒径减小幅度的增加, 表明超声波耦合对于污泥破解促进作用十分明显, 优于单独Fenton氧化调理。

4.3 Fenton试剂与骨架构建

刘鹏等[10]采用Fenton试剂及骨架构建体复合调理污泥。骨架构建体分别由水泥、石灰、粉煤灰、菱镁矿、磷石膏两两配对, 复合而成。以污泥比阻、毛细吸水时间、沉降性能以及含水率为评价指标。结果表明, Fenton试剂与骨架构建体的复合调理剂改善效果明显, 实现了污泥的深度脱水。同时对污泥后续的填埋和建材化处置有利。

5 展望

Fenton法调理污泥具有氧化效率高, 无污染, 干基增重小等优点, 对污泥的后续处理很有利。但目前Fenton法用于污泥脱水前调理的研究还比较少, 传统Fenton法直接用于污泥调理, 成本比较高, 氧化效率比较低, 同时调理条件的苛刻也会制约其工程实际应用。如何提高反应效率, 降低调理条件要求和操作难度是Fenton法调理污泥工艺的改进方向。

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