芬顿氧化工艺范文

芬顿氧化工艺范文（精选7篇）

芬顿氧化工艺 第1篇

垃圾渗滤液的性质及形成过程受垃圾成分、填埋场运行使用时间、气候、填埋场的作业方式和技术等多种因素的影响,成分较为复杂且变化较大,水质中的COD、NH3-N、悬浮物等含量浓度高。不同城市、不同地区的垃圾填埋场的渗滤液产生量和污染物浓度在不同时期的变化也不尽相同。主要污染物浓度范围一般如表1。

氨氮高、碳氮比低、可生化性比低是老龄化填埋场渗滤液的典型特征。表2是泉州室仔前垃圾填埋场2015年渗滤液水质情况。

2 常用的垃圾渗滤液处理工艺

由于对渗滤液的性质认识不足及技术局限性,2000年前后,我国渗滤液通常采用厌氧+氨吹脱+好氧的处理工艺,如深圳下坪填埋场、泉州室仔前填埋场等,但由于工艺简单无法适应复杂的渗滤液水质,大多数填埋场都无法做到达标排放。为减轻压力,许多填埋场通过专用管道或采用槽车外运的方式将部分渗滤液排入城市污水管网与市政污水合并处理。

《生活垃圾卫生填埋场污染控制标准》(GB16889-2008)要求截止2011年7月1日,所有的垃圾填埋场、焚烧厂的垃圾渗滤液都必须自行处理达到表2的排放标准后才能排放,无法再直接排入或初步处理后排入市政污水处理厂。表2的COD等主要排放标准已高于欧美、日本等发达国家,鉴于我国的生活垃圾尚未进行分类收集处理,因此渗滤液的成分比发达国家更为复杂、浓度更高,处理难度也更大。为适应越来越严格的排放要求,近几年来许多新工艺新措施不断得以应用,如为了解决低碳氮比问题,采用短程硝化反硝化技术、厌氧氨氧化技术,进一步增加脱氮效果;为了增大大分子COD去除效果,采用芬顿(Fenton)高级氧化、臭氧氧化、光催化氧化技术等,通过将各种工艺组合应用,大大提高了处理效果。目前较为成功的渗滤液处理工艺为“预处理+生物处理+深度处理”,其中深度处理方式主要有DTRO膜、卷式反渗透膜分离、MVR蒸发、芬顿试剂氧化等。不同的处理工艺虽然都有自身的优点,但也都存在一定的缺点,如反渗透膜分离存在浓缩水量大,处理困难、膜维护难等缺点;蒸发存在容易结垢、设备易损坏等缺点。

3 芬顿高级氧化的原理

芬顿高级氧化法是利用硫酸亚铁和双氧水按一定比例混合后加入渗滤液处理系统,利用其强氧化作用破坏有机质分子,使渗滤液中难降解的大分子有机物分解成易降解的小分子有机物,提高后续的生化处理效果,部分COD直接氧化为CO2和H2O,同时Fe2+被氧化为Fe3+,通过调节PH值进行混凝沉淀,进一步去除有机物。

芬顿反应包括以下过程:

芬顿反应的机理较为复杂,其关键过程是二价铁离子(Fe2+)、和双氧水之间的链反应催化生成羟基自由基(HO·),它的氧化电位仅次于氟高达2.80V,且羟基自由基还具有很高的电负性或亲电性(电子亲和能力达569.3k J),具有很强的加成反应特性,因而芬顿试剂可无选择氧化水中的大多数有机物,特别适用于生物难降解或一般化学氧化难以凑效的有机废水,如将羧酸、醇、脂类氧化为无机态。目前芬顿方法已成功与其他方法联合用于处理制药废水、化工废水、印染废水、农药废水、垃圾渗滤液等有毒有害有机污染物的预处理及各类废水的深度治理。

近年来芬顿方法在渗滤液处理工程得到了广泛的应用,如杭州天子岭(1500m3/d)、广东江门(200m3/d)、常德市石门县(100m3/d)、益阳市桃江县(100m3/d)等垃圾填埋场的渗滤液处理项目都采用芬顿工艺组合。

4 渗滤液芬顿氧化工艺流程及主要技术参数

杭州天子岭、广东江门等垃圾填埋场的渗滤液处理工艺流程如图1。

该工艺将生化、物化法有机结合,发挥各种工艺的不同作用,去除渗滤液中的污染物。

4.1 前端生化系统

前端生化系统由高效厌氧反应器+生化反应罐组成,主要去除部分有机物及氨氮等物质。污水从厌氧污泥床底部流入与污泥层中污泥进行混合接触,利用厌氧微生物分解有机物转化为沼气。生化反应罐:分为缺氧段、好氧段以及沉淀段,在好氧段废水中的氨氮在硝化菌作用下变成硝酸盐氮;在缺氧段由反硝化菌作用使硝酸盐转变成氮气逸出,该过程需投加一定的碳源提供能量;另有部分硝酸盐氮、亚硝酸盐氮随剩余污泥一起排出系统,达到脱氮效果。

4.2 芬顿氧化深度处理系统

由芬顿氧化和BAF生物滤池组成,由于老龄化填埋场的垃圾渗滤液可生化性低,经过前端的生化处理后氨氮已基本达到表2排放标准的25 mg/L以下,但一般仍至少有1000mg/L浓度的大分子或结构复杂的有机物极难降解。需通过两级芬顿氧化将难降解有机物转化为易生物降解的有机物,提高废水的可生化性,再通过BAF生物滤池降解、过滤、吸附等处理。

4.2.1影响芬顿反应的主要因素:实践证明溶液的p H值、H2O2和Fe SO4的配合比及投加量、反应时间和反应温度等因素都会影响芬顿氧化的反应效率,一旦操作不当将会失去效果。

(1)p H值:p H值在3~4.5酸性条件下芬顿氧化的效果较好,p H=3时COD去除率、大分子物质结构的破坏作用及脱色效果最好。这是由于p H过低时,Fe3+不能顺利地被还原为Fe2+,催化反应受阻,且部分有机物在强酸条件下也不易被氧化;p H升高不仅抑制了HO·的产生,而且使溶液中Fe3+以氢氧化铁的形式沉淀而失去催化能力。因此氧化处理前一般采用硫酸将p H值调节至3。

(2)H2O2、硫酸亚铁的投加量及配比:芬顿试剂的投加量及配比是反应最重要的步骤,虽然增加H2O2使羟基自由基的量也增加,但过量的H2O2不但不能通过分解产生更多的自由基,反而会把Fe2+迅速氧化成Fe3+,导致既消耗了H2O2又抑制羟基的产生,而且双氧水过量会导致生物菌死亡,影响BAF系统处理效果;另一方面硫酸亚铁浓度过低,反应速度极慢,而硫酸亚铁过量,它还原H2O2且自身氧化为Fe3+,不仅消耗药剂,还会增加出水色度。

理论上每个H2O2分子含1个活性氧原子,完全氧化1kg COD需要34/16kg的双氧水,即理论上应按COD:H2O2=1:2.1的质量比计算所需双氧水的投加量。而Fe2+与H2O2的比例可按1:3~1:8的摩尔比投加硫酸亚铁。因渗滤液的污染物浓度、有机物结构形式也直接影响药剂的投加量。

为减少试剂的用量,减少污泥的产生,实际运行过程中往往不是将COD完全氧化为CO2和H2O,而是加入适当的试剂,达到破除难降解有机物的分子结构,提高污水可生化性为目的,即将氧化反应控制在产酸阶段,为后续的BAF生物滤池处理工艺提供良好的运行条件。

(3)反应温度及时间:温度上升有利于加快反应速度,但温度过高会使H2O2分解成水和氧气,由于条件有限且考虑能耗的问题,一般在常温下进行。芬顿氧化反应速度加快,时间一般为2h。

(4)反应设备构造:芬顿氧化过程中加入的H2O2在水质化验时又能与重铬酸钾反应,使化验时COD指标虚高,因此设备的构造应该能使废水与加入的试剂充分均匀的混合以利于芬顿反应进行的更充分全面,保证芬顿氧化在整个设备内部完成。常用的芬顿反应器如图2。

如图2,芬顿试剂从设备底部进水口进入,设备内有搅拌混合系统以及独立的布水系统保证废水在设备内部分布更加均匀,提高药剂的利用率节省药剂成本,使出水时芬顿氧化过程基本完成。

4.3 芬顿法的缺点

近年来芬顿高级氧化得到越来越多的开发研究,工艺也不断成熟,但仍存在不足。主要有(1)比较难控制。双氧水与硫酸亚铁的最佳比例需要进行正交实验才可以得出,并且受到反应p H值、反应时间长短、搅拌混合程度的影响,试剂量加入错误,可能影响反应效率及出水的色度。(2)腐蚀性大。反应池需做特殊的防腐处理。

5 结语

渗滤液难处理是困扰环卫管理者的难题之一,它的难点最根本的原因是含较高浓度的氨氮和难生物降解的有机物。其中氨氮主要通过厌氧、A/O的硝化反硝化去除,腐殖酸等大分子难降解物质采用常规处理方法处理效果差,费用也高,芬顿作为一种强氧化剂,在降解有机物时具有活性高,反应速率快、反应条件温和及适用范围广等特点,既可直接去除有机污染物又可利用其提高废水的生化性。该工艺与传统的生化处理优化组合具有工艺成熟,处理过程和效果稳定,综合处理成本较低每吨约50元,出水率达90%左右,高于反渗透处理的50%~80%,没有浓缩液产生、处理过程受环境影响因素小、耐冲击负荷能力强等优点。

芬顿氧化工艺 第2篇

芬顿氧化法预处理餐饮废水的试验研究

摘要：进行了Fenton试剂预处理餐饮废水的`试验研究,确定了最佳反应条件:pH值为3左右,反应温度为30℃,H2O2投加量为0.024～0.028 mol/L,H2O2与Fe2+的浓度比为1.8左右.在此条件下处理COD浓度为3 615 mg/L、动植物油含量为746 mg/L的实际餐饮废水,对COD的去除率为81.1%,对动植物油的去除率为87.4%,处理效果良好.作 者：张凤娥 谢琦 涂保华 ZHANG Feng-e XIE Qi TU Bao-hua 作者单位：江苏工业学院,环境与安全工程系,江苏,常州,213016期 刊：中国给水排水 ISTICPKU Journal：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：,22(21)分类号：X703.1关键词：Fenton试剂 餐饮废水 COD 去除率

芬顿氧化工艺 第3篇

随着全国环保形势的日趋严峻, 污水处理厂污水的排放标准要求不断升高。该污水处理厂现有的污水处理工艺———物化+A2/O+物化已经无法满足新排放标准的要求, 对目前该工艺出水进行深度处理迫在眉睫。经过前期的小试比对, 芬顿深度氧化工艺比较适合作为该污水处理厂的深度处理工艺。

芬顿深度氧化工艺其氧化机理简单、反应速度快、可以产生絮凝等其他一般的化学氧化工艺无法比拟的优点而备受人么的青睐。但通过试验发现普通的芬顿氧化工艺出水无法达到排放要求。因此, 改进型芬顿深度氧化工艺筛选显得尤为重要, 通过初步试验, 该污水处理厂确定了芬顿流化床与芬顿三相催化氧化两种芬顿改进工艺并进行了对比试验。

1实验部分

1.1芬顿流化床与芬顿三相催化氧化工艺原理

芬顿流化床工艺:污水进入流化床中与亚铁离子和双氧水进行反应, 然后通过水流分布器将废水, 亚铁的混合液进行均匀布水, 布水完成后流化床内的催化填料表面附着的铁氧体降低双氧水的分解势能, 使双氧水氧化的起始吉布斯自由能降低, 从而减少双氧水氧化亚铁离子成为三价铁离子的量, 进而减少加入双氧水无效分解, 提高双氧水的利用率。在当芬顿流化床填料处于流化状态时, 首先芬顿流化床反应器内不需要外加动力进行搅拌, 降低了双氧水无效分解效率, 提升了双氧水的利用率;其次流化状态使得双氧水产生的羟基自由基与废水中的有机物接触几率大大增加, 缩短反应时间, 降低处理设施的容积。

芬顿三相催化氧化工艺:污水流入三相催化氧化反应器中后, 首先进入双催化 (超声/磁化/催化剂A) 反应系统进行断链开环, 废水经过酶生物催化和磁化处理, 水分子按照磁力线的方向重新排列, 降低有机物活性点与药剂分子的屏障。再经双氧化 (超声/氧化剂B) 反应系统, 达到无选择的与废水中的有机物进行催化氧化反应和催化缩合反应。磁化、超声显著提高催化反应速度和降解速度。再经过缩合作用将废水中残留的、难降解的、水溶性小分子污染物缩合生成水溶性较差的大分子物质进行沉降分离。

1.2实验装置及进出水工艺参数控制

本次对比试验中, 芬顿流化床装置由广西博世科环保科技股份有限公司提供, 主要工艺流程为:进水———流化床———沉淀池———出水;主要工艺参数为:进水流量控制在0.5m3/h, 进入流化床之前调PH控制在3.5左右, 流化床反应时间控制在2小时, 反应完成后回调PH至7.0左右, 沉淀时间为3小时。芬顿三相催化氧化装置由南京神克隆环保有限公司提供, 主要工艺流程为:进水———三相催化氧化反应———沉淀池———出水。主要工艺参数为:进水流量控制在0.5m3/h, 进入三相氧化系统之前控制PH在3.5左右, 三相催化氧化反应时间控制在2小时, 反应完成后回调PH至7.0左右, 沉淀时间为3小时。本次实验的进水水质主要为综合性化工废水经过物化———生化 (A2/O) , 进水CODcr在控制在167mg/l至230mg/l。

1.3对比实验条件及数据

1.3.1实验所需药剂

1.3.2实验运行及水样取样条件

该对比实验运行方式为24小时连续运行, 进、出水取样方式为自动取样仪每各2小时取样, 第二天取混合样进行分析测定。

1.3.3实验分析数据

该实验进出水水样CODcr的测定方法为:GB11914-89化学需氧量的测定重铬酸钾法。

1.4结果与讨论

通过11天的实验对比芬顿流化床与芬顿三相催化氧化两种不同的芬顿工艺对综合性化工废水的CODcr去除效果进行比较, 其结果如下图1、图2所示。

分析图1、图2中的对比曲线的变化趋势可以看出:1) 芬顿对综合性化工废水的去除率效果较好。两种芬顿工艺对综合性化工废水的CODcr去除率都可以达到50%以上;芬顿流化床工艺对综合性化工废水的CODcr的平均除率可以达到55.61%, 芬顿三相催化氧化工艺对综合性化工废水的CODcr的平均除率可以达到60.62%。原因在于芬顿试剂的“自由基理论”, 即亚铁离子催化分解过氧化氢, 使其产生羟基自由基 (HO·) , 进攻有机物分子, 使其氧化分解为容易处理的物质。

羟基自由基 (·OH) 是具有很强的氧化能力, 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, 氧化效率高, 反应速度快。并且在实际废水处理过程中还会产生一定量的铁水络合物并具有一定的絮凝功能, 是降解COD的另一重要组成部分。

2) 相比较两种芬顿工艺芬顿三相催化氧化工艺较芬顿流化床工艺对综合性化工废水的CODcr的去除效果较好;通过对比, 芬顿三相催化氧化工艺对综合性化工废水的CODcr的去除率为60.62%, 高于芬顿流化床工艺的55.61%。原因在于三相催化氧化工艺中的芬顿反应经过了双催化—双氧化作用, 即超声/磁化/催化剂—超声/氧化剂联合作用, 提高芬顿反应的催化速率以及降解效率, 将大部分有机物分解成CO2和H2O或者其他小分子有机物, 再将难降解水溶性小分子污染物质缩合成为难溶性大分子物质, 通过沉降得以去除。而芬顿流化床工艺仅仅提升了反应氧化剂的利用率以及反应效率, 而无法将水溶性小分子污染物质缩合成大分子难溶性物质通过固液分离去除。

1.5结论

芬顿流化床以及芬顿三相催化氧化工艺对经过生化处理后的综合性化工废水CODcr去除率能够达到55%以上;其中芬顿三相催化氧化工艺通过双催化—双氧化的协同作用, 能够使生化后的综合性化工废水的CODcr的去除率达到60%以上。综上所述, 芬顿三相催化氧化工艺对生化后综合性化工废水的CODcr去除效果要优于芬顿流化床工艺。

摘要：使用芬顿流化床和芬顿三相催化氧化工艺对经过生化后综合性化工废水进行深度处理。结果表明, 两种芬顿工艺对经生化处理后的综合性化工废水中的CODcr具有较好的去除作用, CODcr的去除率能够达到55%以上;其中三相催化氧化工艺通过双催化—双氧化作用能够使生化处理后的综合性化工废水CODcr的去除率达到60%以上。相对CODcr去除效果来讲, 芬顿三相催化氧化工艺要优于芬顿流化床工艺。

芬顿氧化工艺 第4篇

芬顿反应 (Fenton reaction) 是一种基于羟基自由基反应的高级氧化处理方法, 用Fe2+催化H2O2产生羟基自由基的芬顿反应是常见的高级氧化技术之一[2]。由于羟基自由基的强氧化性, 已经受到越来越多研究人员的关注[3,4]。但均相芬顿体系仍存在着一些不足。如:反应体系适应的p H值范围较窄, 一般使用范围为3~5[5];当水处理结束后.残存的铁离子, 常使得溶液带有颜色;H2O2用量大, 处理成本高。为解决上述问题, 近年来, 一种含铁的固体物质作为催化剂的非均相芬顿体系得到了广泛研究[6], 已成为国内外高级氧化技术应用在水处理领域的研究热点。本文研究了将Fe3+负载在活性炭纤维为载体的催化剂, 以H2O2为氧化剂的非均相芬顿氧化技术对工业乙二醛废水的处理效果, 并与传统均相芬顿氧化处理法作比较, 为将非均相芬顿氧化技术应用于实际工程提供数据参考。

1实验部分

1.1试验用水

实验用水取自某化工厂的乙二醛废水, 其水质指标为p H:3.35~3.55; CODCr:13100mg/L~15300mg/L;甲醛:7800mg/L~8100mg/L。

1.2实验方法

1.2.1催化剂的制备

向一定体积的硫酸亚铁溶液中加入一定质量的活性炭纤维, 搅拌浸渍、过滤、水洗至无Fe3+离子检出, 置于烘箱内老化, 然后再用蒸馏水冲洗, 抽滤至干并放入马弗炉中升至一定温度下恒温固化, 取出放入干燥器中冷却备用。

1.2.2均相芬顿氧化实验

取200m L乙二醛废水, 置于锥形瓶中, 投加一定量的硫酸亚铁, 通过恒温水浴锅控制温度在60℃, 在搅拌的情况下, 2小时内分别滴加不同体积30%质量浓度的H2O2, 氧化后利用碱液将水样p H值调整至9, 形成污泥絮体后过滤, 取滤液测定CODCr、甲醛指标, 并将过滤后的污泥烘干处理, 测定干污泥产量, 并计算双氧水的利用率。

1.2.3非均相芬顿氧化实验

准确称取一定量自制的活性炭纤维催化剂于锥形瓶中, 加入乙二醛废水200m L, 通过恒温水浴锅控制温度在60℃, 在搅拌的情况下, 2小时内分别滴加不同体积30%质量浓度的H2O2, 氧化后先将活性炭纤维催化剂过滤分离并收集, 再利用碱液将水样p H值调整至9, 形成污泥絮体后过滤, 取滤液测定CODCr、甲醛指标, 并将过滤后的污泥烘干处理, 测定干污泥产量, 并计算双氧水的利用率;过滤分离的活性炭纤维催化剂收集后, 在湿润的状态下再次使用, 重复以上实验步骤。

1.2.4双氧水利用率的计算方法

式中:COD原水—原水样COD值, mg/L;

COD出水—处理后水样的COD值, mg/L;

COD理论去除—投加双氧水能够去除的水样COD理论计算值, mg/L。

2结果与讨论

2.1 CODCr去除率的结果对比

从实验数据分析得出, 传统均相芬顿氧化在相同反应温度、 反应时间、不同氧化剂投加量的情况下, CODCr的去除率分别为44%、68%和80%, 而在此相同条件且在活性炭纤维催化剂循环重复使用三次的情况下, 非均相芬顿氧化的CODCr去除率都保持在54%、73%和86%左右, 非均相芬顿氧化后CODCr的去除率明显高于传统均相芬顿氧化, 并且有着较好的重复性, 说明所制作的非均相催化剂具有可循环使用的特性, 对于氧化反应还是保持着较好的催化效果。

2.2甲醛去除率的结果对比

从实验数据分析得出, 传统均相芬顿氧化在相同反应温度、 反应时间、不同氧化剂投加量的情况下, 甲醛的去除率分别为89%、95%和99%, 而在此相同条件且在活性炭纤维催化剂循环重复使用三次的情况下, 非均相芬顿氧化的甲醛去除率都保持在97%、98%和99.9%左右, 非均相芬顿氧化后甲醛的去除率明显高于传统均相芬顿氧化, 并且有着较好的重复性, 再次说明所制作的非均相催化剂具有可循环使用的特性, 对于氧化反应还是保持着较好的催化效果。

2.3双氧水利用率的结果对比

从实验数据分析得出, 均相芬顿氧化与非均相芬顿氧化过程中, 当30%质量浓度的双氧水投加量为5% (V/V) 时, 双氧水利用率最高, 分别为47%和61%, 但从CODCr去除效果、甲醛去除效果、 成本方面以及实际工程应用方面考虑, 确定均相芬顿氧化处理乙二醛废水使用30%质量浓度的双氧水至少需10% (V/V) 的投加量, 此情况下双氧水利用率为43%;而非均相芬顿氧化处理乙二醛废水使用30%质量浓度的双氧水投加量为8% (V/V) 为最佳投加量, 此情况下双氧水利用率为53%, 由此说明非均相芬顿氧化双氧水利用率明显高于均相芬顿氧化。

2.4污泥产生量的结果对比

从表1可以看出, 均相芬顿氧化与非均相芬顿氧化过程中, 污泥产生量随着双氧水投加量先增加后减少, 非均相芬顿氧化与均相芬顿氧化相比较, 非均相芬顿氧化处理方法较大程度降低氧化后的产泥量。

3结语

3.1非均相芬顿氧化技术比均相芬顿氧化法处理乙二醛废水的效果更好, 不仅大大提高CODCr、甲醛的去除率和双氧水利用率, 还能较大程度降低氧化后的产泥量, 从而大幅度降低实际工程应用上的处理成本。

3.2在相同反应温度、反应时间、不同氧化剂投加量活性炭纤维的催化剂循环重复使用的情况下, 对于乙二醛废水的处理效果没有明显降低, 说明非均相催化剂具有易分离、易回收、能循环使用、 处理效果好等优点, 因而有很好的开发和应用前景。

摘要：以乙二醛废水为处理对象, 采用将Fe3+负载在活性炭纤维为载体的催化剂, 以H2O2为氧化剂, 初步研究了非均相芬顿氧化技术对于乙二醛废水的处理效果, 并与均相芬顿氧化处理方法作比较。结果表明:非均相芬顿氧化技术比均相芬顿氧化法处理乙二醛废水的效果更好, 不仅大大提高CODCr、甲醛的去除率以及双氧水利用率, 还能较大程度降低氧化后的产泥量。

关键词：乙二醛废水,非均相,芬顿氧化,催化剂

参考文献

[1]许海燕, 李义久, 刘亚菲.Fenton-混凝催化氧化法处理焦化废水的影响因素[J].复旦学报:自然科学版, 2003 (3) :440-444.

[2]雷乐成, 汪大晕.水处理高级氧化技术[M].北京:化学工业出版社, 2001.

[3]李宏, 郑怀礼, 李晓红, 等.光助Fenton反应催化氧化降解罗丹明B表观动力学研究[J].光谱学与光谱分析, 2008, 28 (11) :2644-2648.

[4]赵超, 姜利荣, 黄应平.Fenton及Photo-Fenton非均相体系降解有机污染物的研究进展[J].分析科学学报, 2007, 23 (3) :355-360.

[5]张国卿, 罗春田.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.

芬顿氧化工艺 第5篇

关键词：染料废水,微电解,芬顿氧化

引 言

染料废水组分复杂、色度高、CODCr和TOC含量高、悬浮物多、水质及水量变化大、难降解物质多,是较难处理的工业废水之一。主要的处理方法有吸附法、电化学法、微电解法、高级氧化法、膜法、生物法等[1],其中微电解法[2]在去除色度方面有着廉价高效的优势,该工艺存在的主要问题是填料板结。高级氧化法有着快速而彻底的优点。目前,对于这2种方法的结合使用是一个研究热点[3,4,5,6,7,8,9],微电解与芬顿氧化联用工艺,对染料、苯胺、农药等难降解污水,有着良好的处理效果,经过这种工艺处理后的污水生化需氧量和化学耗氧量比值(B/C)大幅上升,染料废水的脱色率接近100%。因此,它是一种很有前景的综合处理工艺。目前,对于微电解与芬顿氧化联用的研究停留在实验室水平,而且几乎都是单组分模拟废水。对于二者的单独机理研究得比较深入,但对于二者是否有协同作用没能深入研究。本论文将微电解与芬顿氧化结合起来,处理北京泛博科技有限责任公司(简称泛博公司)的含较多染料的毛皮化学材料生产的实际废水,确定了一套适合于该公司实际废水处理的先进工艺,并经过中试验证。

在中试过程中,还对微电解填料板结等技术问题进行了研究,并找到了解决的办法。研究成果对解决皮化及毛皮生产企业的水污染问题,有着非常重要的指导意义。

1 试验部分

1.1 试剂、材料和仪器设备

双氧水,工业级(30%),活性炭,工业级,粒径5~10mm,泛博公司;七水硫酸亚铁,分析纯,天津化学试剂厂;铁屑,购自回收站;PHP 型聚丙烯酰胺(PAM),工业级,河南金求化工厂;DIS-2A型消解仪,深圳昌鸿科技有限公司;UV-2102PC型紫外光分光光度计,北京光学仪器厂;7312-Ⅰ型电动搅拌机上海标本模型厂;SPX-100型恒温培养箱江南仪器厂;Oxi323/325型溶氧仪,德国WTW公司。

供试废水:泛博公司的实际废水。CODCr 60 000mg/L以上的生产污水和本公司生活污水混合,CODCr可从3 000~60 000mg/L下降到900~4 000mg/L。

1.2 中试试验

泛博公司的生产随季节而变化。夏季和秋季,主要以各种化工原材料的混配为主,污水主要来自各种混配设备的清洗用水。这时的污水浓度低,水中成分以染料为主,用微电解处理就可以满足要求。冬季和春季,公司还要进行特种染料和香豆素等化工原材料的合成,这时车间出水中含有大量的未反应的原材料和反应副产物,含有大量的盐类物质,出水浓度较高,较难处理。单独用微电解,不能满足处理要求,所以,在微电解之后,加一级芬顿氧化工艺,进一步降低出水的CODCr,提高污水的可生化性,以保证前处理工艺的出水,可以被生物氧化降解。根据以上特点,将中试试验分成2部分进行,2007年7-9月份使用微电解工艺处理污水;2007年10-11月采用微电解与芬顿氧化联用工艺处理污水。

1.2.1 工艺流程

1.2.1.1 微电解工艺流程

微电解工艺流程如图1所示。含染料生产废水以及其他废水汇入大收集池,混合均匀后进入调节池,调节pH后进入微电解池,反应一段时间后出水进氧化池氧化,再进气浮机加药气浮,气浮出水进水解酸化池,再溢流进接触氧化池(好氧池),经沉淀池沉淀后出水。

1.2.1.2 微电解与芬顿氧化联用工艺流程

微电解与芬顿氧化联用工艺流程(见图2)在原有微电解工艺基础上,微电解出水在氧化池加入H2O2停留2~4h,再调节废水pH值到7,进入气浮机。

1.2.2 中试工艺条件

1.2.2.1 微电解工艺条件

原材料为活性炭,粒径5~10mm,m(C)︰m(Fe)=2︰1,pH值为4,反应时间4h,调节出水pH值到7,加入微量的双氧水,使亚铁转化为三价铁,加入10mg/L PHP型PAM,气浮。测试出水的CODCr和色度。

1.2.2.2 微电解与芬顿氧化联用工艺条件

原材料为无烟煤,粒径10~20mm,m(C)︰m(Fe)=2︰1,pH值为4,反应时间为4h,出水调节pH值3,加入体积分数2‰~5‰的30%H2O2,反应4~8h,调节出水pH值到7,加入10mg/L PHP型PAM,气浮。测试出水的BOD5、CODCr和色度。

1.2.3 试验设施1.2.3.1 小型微电解试验设施

7-9月份的污水,在一个2t/池的小型微电解池内进行微电解。另外,在污水车间地下有2个水泥池,一个用来芬顿氧化,另一个用来给气浮机供水。气浮机出水直接进行水解酸化反应池。各池间有水管相连,配有水泵,可以进行抽水与搅拌。微电解试验设施见表1。

1.2.3.2 微电解与芬顿氧化联合试验设施(见表2)

2 结果与讨论

2.1 微电解工艺中试试验结果与讨论

微电解中试试验的CODCr变化见图3所示,CODCr去除率变化见图4所示。微电解中试试验的色度变化见图5所示,色度去除率变化见图6所示。微电解中试试验数据处理见表3。

由试验结果得知:7-8月份原水CODCr在1 300mg/L左右,出水CODCr在450mg/L左右,CODCr去除率在60%以上,出水色度在80倍以下,B/C=0.3~0.5。可以满足生物氧化法的进水要求。说明在中试规模下,对于含染料较少的染料混配生产废水的处理,微电解工艺可以满足生物氧化处理工艺的要求。

注:微生物出水平均值为:CODCr为150mg/L,色度为40~90倍。出水绝大部分时间达GB4287-92二级排放标准,大部分时间达到GB4287-92一级排放标准。

9月份原水CODCr上升较大,CODCr去除率下降到44%,出水色度上升到228倍,色度去除率下降到81%,B/C=0.3~0.45。从生产记录得知,这时工厂进行了部分小规模的合成生产,以及少量的耐还原染料的生产,这时的微电解出水,对生物氧化工艺的压力变大,不能保证出水水质的达标。

从以上结果可以看出:泛博公司生产污水水质变化大,这种变化极大地影响了微电解的处理效果。因此,处理工艺要根据水质变化进行调整。当原水浓度低时,可以使用微电解工艺,当原水浓度高时,可以加一级芬顿氧化,以提高CODCr和色度去除率,提高污水的可生化性。

2.2 微电解中试过程中存在的问题及解决措施

2.2.1 微电解填料的板结

随着铁屑的溶解,铁屑之间,铁屑与活性炭之间会粘在一起,使填料变硬,处理量小,出水效果变差,这就是微电解中的板结问题。在混合填料时,改变碳和铁的比例,在相同条件下进行微电解试验处理废水,试验结果如表4所示。

由表4可知:当铁屑量足够时,一般不成微电解的重要影响因素,但是从经济的角度考虑,铁屑用量应该有一定限度;但从电解池的使用寿命考虑,由于微电解池中的铁是不断被消耗的,需要一定量的铁屑;从电极反应来考虑,又不宜加铁过多,这样会容易使铁屑互相粘连,一段时间后,会产生板结的问题。因此,需要用稍多的炭将铁屑隔开。本试验选择m(C)︰m(Fe)=2︰1,使活性炭多于铁屑,使铁屑之间的间隔增大,以达到长时间使用以及延缓板结的目的;另外在整个试验过程中,尽量保持填料在水面以下,减少填料与空气接触的机会,使填料保持湿润,试验证明,这种方法可以保持微电解填料不板结。

2.2.2 微电解填料处理量下降

填料在使用一段时间后,处理的水量会下降40%,这时填料空隙被微电解反应生成的大量的Fe(OH)2、Fe(OH)3堵塞。这时可以通过清洗填料,将淤泥去除。可将填料装入15kg左右的编织袋中,以便从微电解池中取出,方便清洗。

2.2.3 降低填料成本

通过更换阴极材料,可以大大降低填料成本。活性炭的成本为8 000元/t,

成本过高。将活性炭换成直径为1~2cm左右的无烟煤块,成本下降到800元/t,同样可以达到相近的处理效果。对比试验如下:

分别用煤和活性炭作为炭源。取2007年11月27日原水CODCr=3 223mg/L,m(C)︰m(Fe)=2︰1调pH=4,微电解4h。煤填料出水CODCr=2 000mg/L,活性炭填料出水CODCr=1 987mg/L,两者处理效果一致。因此,对于更大规模的试验,可以选用煤和铁屑作为原材料,以降低成本。在一定范围内不同粒径的煤块对处理效果影响不大,粒径过小不能起到间隔铁屑延缓板结的作用,粒径过大,则影响铁炭填料的密度,降低处理效果,因此选取无烟煤块的直径在1~2cm左右。

2.3 微电解与芬顿试剂联用工艺中试试验结果与讨论

微电解与芬顿氧化联用中试试验的CODCr变化见图7所示,CODCr去除率变化见图8所示。微电解与芬顿试剂联用中试试验中B/C变化见图9所示。数据处理见表5。

10-11月份进水的平均色度为1 210倍,经过微电解和芬顿氧化后,色度都小于80倍。

试验结果显示:10-11月间的原水CODCr由1 300mg/L左右上升到2 500左右,上升部分主要是由合成车间合成中间体等化工原料引起的。这时污水出水色度影响较小,对于CODCr去除率影响较大。微电解的平均CODCr去除率在40%以左右,比7-8月有所下降,处理后废水CODCr仍有1 500左右,色度在200倍左右,说明新增加的污染物质,不易被还原,也不易被絮凝。经过芬顿氧化后,CODCr去除率提高到50%~60%,有部分污染物质被芬顿试剂氧化去除,这时的出水色度都低于80倍,色度达到国家一级排放标准。氧化出水CODCr降到1 000mg/L左右,显然对于生物氧化工艺来说,这时的CODCr较高,不易达标排放。但是单独使用微电解工艺处理的出水B/C仅为0.3~0.42,与芬顿试剂联用处理后污水的B/C从0.3~0.42上升到0.7左右,污水的可生化性大大提高,为生物处理提供了有利条件。说明芬顿试剂联用对较高浓度废水处理效果优于单独使用微电解工艺。

微电解和芬顿试剂联用工艺,在中试规模下,仍然表现出良好的处理效果,可以完成大部分CODCr的去除,使以染料废水为主的化工废水完全脱色,并且大幅提高了污水的可生化性。为后续的生化处理提供了良好的条件。

30%H2O2用量为体积分数2‰时,对废水处理效果较好,出水可能有部分未反应的H2O2,考察H2O2对生物单元处理效果的影响,结果发现:在此工艺条件下好氧池微生物活性没有受到影响,CODCr的去除率基本不变。取好氧池微生物进行H2O2毒性试验,在显微镜下观察微生物活性,结果发现废水中H2O2浓度在3‰以内时,对微生物几乎没有影响;当H2O2浓度大于1%时,微生物会产生应激反应,经过一段时间后出现死亡失去活性。因此在中试试验中,浓度为2‰的H2O2投药量在经过反应后的剩余H2O2,不会对后续生物处理产生影响。

3 结 论

(1)微电解工艺在低浓度染料废水处理中,CODCr去除率大于60%,色度去除率大于90%。工艺条件为:pH=4,t=4h。

(2)通过保持填料湿润,加大炭铁比的方法,可以解决微电解填料板结问题。选择m(C)︰m(Fe)=2︰1。

(3)选用无烟煤代替填料中的活性炭,可以有效降低成本。

(4)处理高浓度染料废水时,可以在微电解工艺后,加芬顿氧化工艺。微电解-芬顿氧化处理工艺的最优条件:pH=4,微电解时间为4h,30%H2O2用量为体积分数2‰,芬顿氧化时间为4~8h,CODCr去除率可达40%~60%,色度去除率高达90%以上,出水的B/C从0.3~0.42上升到0.7。

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芬顿氧化工艺 第6篇

1 设计进出水水质、水量

1.1 设计进水水质

根据业主提供的相关资料, 拟定本污水深度处理系统进水设计参数如下表:

1.2 设计出水水质

根据业主要求, 本项目废水经深度处理系统处理后, 出水水质需达到下表要求:

2 工艺流程详述

根据本工程废水特点及出水色度要求, 选用“混凝沉淀+芬顿+砂滤”的组合工艺。本工程主要处理单元包括混凝沉淀池、芬顿氧化塔、中和脱气池、终沉池、普通滤池、清水池等。具体工艺流程详述如下:

1) 混凝沉淀池:本工程废水来自好氧系统出水, 水量为12000m3/d。好氧出水自流进入混凝沉淀池。池体前端设置混凝反应池, 在池中投加混凝剂, 经搅拌与水中显色胶体絮凝形成较大胶团后自流进入沉淀池, 在沉淀池中, 经混凝后的胶团沉入池底, 使部分显色物质从污水中去除。末端设置出水收集池以稳定出水。收集池污水经泵提升至芬顿氧化塔。设置刮泥机以收集沉积于池底的污泥, 并将污泥泵送至污泥处理系统。2) 芬顿氧化塔:采用芬顿氧化塔对废水进行深度氧化处理, 该技术的主要原理是外加芬顿试剂 (即H2O2氧化剂与Fe2+催化剂) 在适当的PH下反应产生羟基自由基 (OH) , 废水中的显色污染物与具有高氧化能力的羟基自由基反应分解, 进而降低废水色度。芬顿氧化塔出水自流至中和脱气池。3) 中和脱气池:芬顿反应产生较多的气体, 中和脱气池起到脱除废水中少量气体的作用。因氧化塔出水偏酸, 需投加碱将污水PH调节至中性。因为铁盐是良好的混凝剂, 所以在池中投加PAM即可使废水中的铁泥发生混凝反应以提高色度、SS及胶体的去除效率。中和脱气池出水自流进入终沉池。4) 终沉池:终沉池设计为辐流式沉淀池, 废水在池中进行泥水分离。设置刮泥机, 以收集沉积于池底的铁泥, 设置污泥泵将铁泥泵送至污泥处理系统。终沉池上清液自流进入出水收集池暂存后经泵送至普通滤池。5) 普通滤池:为保证系统出水色度稳定达标, 在系统末端设置普通滤池, 以拦截在终沉池中未能有效沉淀去除的显色悬浮物。滤池达标出水自流进入清水池。清水池:设置清水池收集最终出水, 满足生产回用需求, 同时满足普通滤池反冲洗用水需求。

3 主要构筑物及设备

混凝沉淀池:1座, 尺寸Ф24.04.0 m, 表面负荷1.1m3/m2h。内设半桥周边传动刮泥机, 接液元件为SS304, 功率0.37kw。前端混凝反应池:t=10min;内有搅拌机2台, 轴及桨叶为SS304, 功率1.5kw。末端出水收集池:t=15m in, 配套氧化塔提升泵1用1备, 主材铸铁, Q=500m3/h, H=20m, N=45kw, 超声波液位计1台, 自动控制水泵启闭;电磁流量计1台。

2) 芬顿氧化塔:1座, 尺寸Ф3.815m, 壳体材质SS316L。配套:循环泵2台, 主材SS316L, Q=400m3/h, H=10m, N=30kw。

3) 中和脱气池:1座, 尺寸15.08.05.0m, 有效水深4.5m, 水力停留时间1.0h。配套:罗茨风机1用1备, 主材为高强度铸铁, Q=12.0 m3/m in, H=0.05m pa, N=18.5kw;散气管Φ63m m150m, 材质PP。

4) 终沉池:1座, Ф24.04.0 m, 表面负荷1.1m 3/m 2.h。配备:半桥周边传动刮泥机, 接液元件为SS304, 功率0.37kw;砂浆泵1用1备, 泵体铸铁, 叶轮钢衬耐磨材料, Q=80 m 3/h, H=18m, N=15kw。附属构筑物:出水收集池1座, 配套滤池供料泵1用1备, 泵体铸铁, 叶轮SS304, Q=500m3/h, H=12m, N=30kw。

5) 普通滤池:1座 (分4单元格) , 尺寸9.07.03.5m;池内各层高度:水面超高0.5m, 清水层1.7m, 填料层0.8m, 承托层0.5m;填料为粒径0.15~1.2mm石英砂。

6) 清水池:1座, 尺寸8.05.04.5m, 水力停留时间20m in。配套:滤池反冲洗泵1用1备, 壳体及叶轮为铸铁, Q=680m3/h, H=16m, N=45kw。

4 工程调试

本工程调试分为混凝沉淀系统、芬顿系统、砂滤系统等3个单元, 调试时间为4天。调试情况如下:第一天调试絮凝沉淀系统。系统在满负荷进水的情况下根据小试药剂量投加混凝剂, 在此基础上调整试剂用量以达到处理效果与药剂投加量的最优配比。第二、三天调试芬顿系统。系统在满负荷进水情况下根据小试药剂量投加芬顿试剂, 在此基础上调整药剂用量, 以在满足出水水质需求的情况下寻求最低药剂投加量。第四天调试砂滤系统。砂滤系统调试主要为进水布水系统及反冲洗系统的调试, 确保系统运行正常。

5 运行效果分析

以下为本系统2012年3月至5月的运行汇总数据, 目前系统实际处理水量约为10000~12000m3/d, 进水色度为228~264, 出水色度为4~5, 色度去除效率高达98%, 完全满足该厂“厂区总口排水色度脱除到5倍以下”的需求。

6 经济技术分析

本工程总投资841.6万元, 其中土建304.4万元, 设备费407万元, 其他费用130.2万元, 项目占地约2600m2, 装机功率536.7kw, 运行功率351.6kw。吨水运行费用约为1.9元。

7 结论

芬顿氧化工艺 第7篇

1 芬顿反应影响因素

1.1 温度

温度是芬顿反应的重要影响因素之一。一般化学反应随着温度的升高会加快反应速度, 芬顿反应也不例外, 温度升高会加快·OH的生成速度, 有助于·OH与有机物反应, 提高氧化效果和CODCr的去除率;但是, 温度升高也会加速H2O2的分解, 分解为O2和H2O, 不利于·OH的生成。不同种类工业废水的芬顿反应最佳温度, 也存在一定差异。张铁锴[2]处理聚丙烯酰胺水溶液处理时, 最佳温度控制在30℃~50℃。陈传好[3]等人研究洗胶废水处理时发现最佳温度为85℃。Basu和Somnath[4]处理三氯 (苯) 酚时, 当温度低于60℃时, 温度有助于反应的进行, 反之当高于60℃时, 不利于反应。

1.2 p H

一般来说, 芬顿试剂是在酸性条件下发生反应的, p H升高会仅抑制·OH的产生, 而且会产生氢氧化铁沉淀而失去催化能力。当溶液中的H+浓度过高, Fe3+不能顺利的被还原为Fe2+, 催化反应受阻。多项研究结果表明芬顿试剂在酸性条件下, 特别是p H在3~5时氧化能力很强, 此时的有机物降解速率最快, 能够在短短几分钟内降解。此时有机物的反应速率常数正比于Fe2+和过氧化氢的初始浓度[5]。因此, 在工程上采用芬顿工艺时, 建议将废水调节到=2~4, 理论上在为3.5时为最佳。

1.3 有机底物

针对不同种类的废水, 芬顿试剂的投加量、氧化效果是不同的。这是因为不同类型的废水, 有机物的种类是不同的。对于醇类 (甘油) 及糖类等碳水化合物, 在羟基自由基作用下, 分子发生脱氢反应, 然后C-C键的断链;对于大分子的糖类, 羟基自由基使糖分子链中的糖苷键发生断裂, 降解生成小分子物质;对于水溶性的高分子及乙烯化合物, 羟基自由基使得C=C键断裂;并且羟基自由基可以使得芳香族化合物的开环, 形成脂肪类化合物, 从而消除降低该种类废水的生物毒性, 改善其可生化性;针对染料类, 羟基自由基可以打开染料中官能团的不饱和键, 使染料氧化分解, 达到脱色和降低CODCr的目的。

范金石等[6]用芬顿试剂降解壳聚糖的实验表明当介质p H值3~5, 聚糖、H2O2及催化剂的摩尔比在240:12~24:1~2时, 芬顿反应可以使壳聚糖分子链中的糖苷键发生断裂, 从而生成小分子的产物。

1.4 过氧化氢与催化剂投加量

芬顿工艺在处理废水时需要判断药剂投加量及经济性。H2O2的投加量大, 废水CODCr的去除率会有所提高, 但是当H2O2投加量增加到一定程度后, CODCr的去除率会慢慢下降。因为在芬顿反应中H2O2投加量增加, ·OH的产量会增加, 则CODCr的去除率会升高, 但是当H2O2的浓度过高时, 双氧水会发生分解, 并不产生羟基自由基。催化剂的投加量也有与双氧水投加量相同的情况, 一般情况下, 增加Fe2+的用量, 废水CODCr的去除率会增大, 当Fe2+增加到一定程度后。CODCr的去除率开始下降。原因是因为当Fe2+浓度低时, 随着Fe2+浓度升高, H2O2产生的·OH增加;当Fe2+的浓度过高时, 也会导致H2O2发生无效分解, 释放出O2。在工程实际中过氧化氢及催化剂的投加一般通过实验后确定。

2 芬顿工艺在废水处理中的运用

近年来, 随着污水中污染物成分越来越复杂, 传统的生化系统很难处理达标。工艺芬顿试剂在工业废水处理中的广泛应用, 用来处理难以降解的有机污染物。

2.1 焦化废水

焦化废水中含有难生化降级的多稠环芳烃和含氮杂环化合物, 废水中生物毒性及抑制性物质多, 生化处理后废水难以达标[8]。传统的A/O或A2/O等方法难以实现焦化废水的稳定达标排放, 采用活性炭工艺处理有一定的效果, 但是运行成本较高而且会产生二次污染。由于芬顿工艺在处理难降解有机物废水的领域运用有叫广泛的前景, 李亚峰[9]采用Fenton反应和活性炭吸附的组合工艺, 可以将焦化废水的COD去除97%左右, 出水能够达到污水排放一级标准。采用Fenton工艺处理COD为2000mg/L左右的焦化废水, 也可以取得不错的效果[10]。

2.2 印染废水

印染废水具有色度高, COD浓度高, 含盐量高, 可生化性差的特点。芬顿试剂具有高氧化性特点, 可以使部分难生物降解有机物转换成可生化性好的物质, 并且可以破坏染料中发色的基团, 降低色度, 所以被广泛应用于印染废水的处理领域。采用芬顿的衍生工艺[10], 如微电解-Fenton氧化工艺处理难降解蒽醌染整废水, COD去除率93%~94%;BOD5去除率可达90%~95%;出水色度也可去除95%~96%。当p H值为2~4时, H2O2投加量为30g/L, 催化剂投加量为H2O2的1/150时, 可用Fenton工艺处理染料中间体H酸[12]的生产废水, COD的去除率为50%。

2.3 垃圾渗滤液

垃圾渗滤液的有机物浓度非常高、并且大部分属于难生物降解有机物, 其中还包含了很多有毒有害物质, 氨氮浓度高、微生物营养元素比例失调, 一般生化处理工艺的复杂并且效果一般。研究发现[13]用Fenton工艺处理经过生化处理后的垃圾渗滤液, 出水水质可达污水排放二级标准。陈经涛等[14]取圾填埋场经过厌氧、好氧处理后的渗滤液采用间歇反应进行了Fenton处理, 研究发现, Fenton工艺可以大大提高垃圾渗滤液的可生化性, 为后续进一步生化处理提供了保障。

3 结语

芬顿工艺近年来在焦化废水、印染废水、垃圾渗滤液等废水处理中得到了广泛应用。在实际应用中, 要关注温度、p H、有机底物、过氧化氢与催化剂投加量等对处理效率的影响, 建议在工程应用之前进行小试试验确定最佳反应条件。在后续研究中, 探索UV芬顿、光芬顿、电芬顿等技术是提高芬顿反应处理效率、降低药剂剂量的一种具有前景的应用方向。

摘要：芬顿试剂能够在短时间内将工业废水中的难降解有机物氧化分解, 具有氧化率高、无选择性以及无二次污染的特点。本文重点分析了影响芬顿工艺处理效率的主要因素, 综述了芬顿工艺难降解工业废水处理中的应用。本文对芬顿工艺应用于难降解工业废水的处理与实践具有一定的借鉴意义。