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生活污水微动力处理设备《资讯》

发布时间:2020-08-20 15:51:30 阅读: 来源:耐力板厂家

生活污水微动力处理设备

核心提示:生活污水微动力处理设备,以信用做事,以真诚合作。公司崇尚讷于言而敏于行,言必行、行必果的诚信准则,也是鲁盛员工的行为和道德准则。生活污水微动力处理设备

1)US/Fenton降解Phe的反应符合伪一级动力学模型。影响US/Fenton降解Phe的主要因素有pH、H2O2投量、反应温度、H2O2:Fe2+比值、超声功率,其中pH对该体系的影响zui大。  2)US/Fenton降解Phe的主要产物有9,10菲醌、(1,1′)-二苯基-2,2′-二甲醛、9-芴酮、2-羟基-9-芴,反应体系中·OH首先对菲上的9,10位点进行攻击,生成醇类有机物,然后会进一步被氧化成醌类有机物,zui终矿化成CO2和H2O。3)US/Fenton体系的zui佳反应条件为:pH=3.0,US=300 W,H2O2投量为36 mmol·L?1,H2O2:Fe2+=10:1,T=313 K,降解率达到95%。炼焦过程是中国环境中多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的重要来源, 贡献了全国PAHs总量的16%以上, 早在2003年, 就有1602 t的PAHs随焦化废水排放到水环境中, 按照现在的焦炭产量估算, 焦化行业每年排放到环境中的PAHs会达到5000 t以上.针对从煤油和焦油中提取的PAHs, 经过动物实验证实, 发现其具有较强的致癌性. PAHs除了表现出潜在的致癌性外, 它还可以在生物体内蓄积, 同时通过食物链传递, 从而给自然环境和人类健康带来极大危害.因此, 由工业废水中的PAHs而引起的环境污染特别是其归趋行为必须重点关注.作为焦化废水中的特征有机污染物, PAHs会以各种形式存在于废水处理的各个工艺阶段, 在此过程中, 强疏水性的PAHs极易转移到污泥相中, 导致其在焦化污泥中不断累积, 因此, 污泥处理也将是值得挑战的课题. 2012年开始实施的《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171-2012)明确规定了焦化废水中PAHs的排放限值, 其中总PAHs的限值为0.05 mg·L-1, 苯并[a]芘的限值为0.03 μg·L-1, 此标准的提出进一步表明PAHs是煤焦化行业控制的重点.目前的焦化废水工艺设计主要集中于满足BOD、COD、总氮和挥发酚等常规指标的合格性, 虽然可以通过活性炭尾水吸附等手段满足焦化废水中PAHs的出水排放限值的要求, 但作为焦化废水中的特征有机污染物, PAHs会以较高浓度的形式存在于焦化废水处理的各个工艺阶段中, 中间物料特别是污泥的排放值得关注.废水处理工程在去除焦化废水中的有机污染物发挥了重要作用, pH对Phe降解效果的影响

在超声强度为300 W,H2O2投量为36 mmol·L?1,H2O2:Fe2+=10:1,温度为30 °C,考察pH(2.0、3.0、4.0、6.0、10.0)对US/Fenton降解Phe的影响,结果如图5所示。Phe的降解率随pH升高而减少。pH由2.0增加到3.0时,降解率从85.4%增加到95%,降解率达到zui大值。而pH>3.0时,随着pH的增大,降解率逐渐减小,zui小为54.1%。从图5(b)可知, k也呈现相似的规律:pH为3.0时,kzui大,为0.035 min?1;在pH由2.0升至3.0时,k由0.019 min?1增加到0.035 min?1;而弱酸至碱性条件下,pH继续升高,pH=10.0时,k降低至0.005 min?1。说明在酸性条件下,Phe降解效果zui佳,碱性条件不利于Phe的降解。在李婷等[5]的研究中,发现在酸性条件(pH=3)下,PAHs的降解率zui高。因为pH过低,会抑制Fe2+的再生,从而影响了·OH的生成;在中性或者碱性条件下,Fenton体系中的Fe3+会生成Fe(OH)3沉淀,消耗了Fe3+,Fe2+的再生受影响,从而抑制Phe的降解。所以,pH=3.0为US/Fenton降解水中Phe的zui佳pH条件。  如图6所示,在室温,pH=3.0,US=300 W,H2O2=36 mmol·L?1,H2O2 : Fe2+=10 : 1的条件下降解Phe所得的中间产物A~D。Phe的主要降解产物有9-芴酮(A)、(1,1′)-二苯基-2,2′-二甲醛(B)、2-羟基-9-芴(C)、9,10菲醌(D)。Phe的降解途径的推测如图7所示。根据Clar’s芳香π键理论,Phe只存在2个稳定的苯环,另外还有1个C=C双键(9,10位点),所以遇到·OH的时候,苯环上9,10位点首先被攻击,生成9,10-二氢菲-2,9,10-三甲醇。菲结构的9,10位点进一步与体系中的铁离子(Fe3+)进行醌基化反应,形成2-氢菲-9,10醌。再进一步氧化成C,由于苯环是个大π键结构,断链所需的能量比一般的C—C单键要高很多,所以·OH再进一步攻击C—C单键,使其断键,生成邻苯二酚和2,5-二羟基苯甲酸,zui后被完全矿化。Phe同时进行的降解过程还有9,10-二氢菲-9,10-二甲醇,进一步醌基化生成B和D。B进一步氧化,生成邻羟基苯甲醛,同样被zui终矿化。同时D氧化成A,再进一步氧化生成水杨酸,zui终矿化成CO2和H2O。活化能的大小反映了反应速率随着温度的变化程度。表观活化能可通过Arrhenius方程中各温度下的lnk-(1/T)关系图(图2(c))得到。  依据图2(c)中的数据,lnk对1/T线性拟合后,得到直线方程y=-6 130x+16.79,R2=0.983,计算的Ea=50.96 kJ·mol?1。有资料表明:Ea<40 kJ·mol?1时,反应可在室内温度下瞬时完成;Ea>100 kJ·mol?1时,则要适当地进行加热反应才能进行。US/Fenton降解Phe的Ea<100 kJ·mol?1,活化能较小,因此温度对该反应速率的影响不大。可以认为该反应能够在室温下迅速反应,符合实际废水的处理要求。所以,在接下来的研究中选择室温进行。  2.1.3 H2O2:Fe2+比值对Phe降解效果的影响  在超声强度为300 W,H2O2投量为36 mmol·L?1, pH为3.0,温度为30 °C,考察H2O2:Fe2+摩尔比(2:1、5:1、10:1、20:1)对US/Fenton降解Phe的影响,结果如图3所示。反应60 min后,H2O2:Fe2+从20:1减少到2:1时,Phe的降解率从80.3%增加到99%,k由0.019 min?1增加到0.052 min?1。这说明,在H2O2浓度不变的前提下,Phe的降解率和反应速率常数随Fe2+浓度的增大而增大。分析其原因,在Fenton体系中,H2O2通过Fe2+催化产生·OH。若Fe2+不足,难以使H2O2分解产生足量的·OH,使有机物降解。在本实验中,H2O2:Fe2+为10:1时,zui终的降解率也能达到95%,因此,为了减少Fe2+的量,接下来的实验选择H2O2:Fe2+=10:1进行研究。

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