印染廢水怎么處理
印染廢水具有水量水質(zhì)變化大、有機(jī)污染物含量高、色度深、pH波動(dòng)大等特點(diǎn)，較難處理。近年來(lái)，隨著難生物降解的聚乙烯醇（PVA）、羧甲基纖維素（CWC）、表面活性劑和新型助劑在印染工藝中的大量使用，使其難降解、有毒有害成分的含量越來(lái)越多，導(dǎo)致印染廢水的處理難度大增，因此，采取物化法對(duì)印染廢水進(jìn)行預(yù)處理以提高其可生化性是十分必要的。微電解又稱內(nèi)電解、零價(jià)鐵法，是集氧化還原、絮凝沉淀、微電場(chǎng)和物理吸附等作用為一體的良好工藝，以經(jīng)濟(jì)、處理效果好等特點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于各種廢水的處理中。但以鐵炭微電解為核心的各種微電解技術(shù)只適用于酸性環(huán)境，不能直接用于堿性廢水的處理。而印染廢水通常堿性較強(qiáng)，傳統(tǒng)鐵炭微電解運(yùn)行過(guò)程中需加入大量酸進(jìn)行調(diào)節(jié)，大大增加了處理成本。
為探討堿性條件下的微電解技術(shù)，針對(duì)鐵炭微電解反應(yīng)原理，本實(shí)驗(yàn)采用鋁屑代替鐵屑進(jìn)行印染廢水預(yù)處理研究，探討該法各因素對(duì)預(yù)處理效果的影響，并找出最佳反應(yīng)參數(shù)，旨在為印染廢水及其他堿性難生化廢水的預(yù)處理提供新的思路和參考。
1實(shí)驗(yàn)部分
1.1廢水水質(zhì)
實(shí)驗(yàn)用水取自四川省某印染廠染色階段和退漿階段的混合廢水，廢水呈深紅褐色，其水質(zhì)見表1。
注：除色度（倍）、pH外，其余項(xiàng)目單位均為mg/L。
1.2實(shí)驗(yàn)材料
鋁屑：粒徑主要集中在3~5mm。使用前先用體積分?jǐn)?shù)為5%的稀鹽酸浸泡酸洗30min，以去除其表面氧化物質(zhì)，再用自來(lái)水沖洗至中性，最后用蒸餾水洗凈，烘干，供實(shí)驗(yàn)使用。
活性炭顆粒：粒徑主要集中在1~3mm。使用前先用自來(lái)水浸洗2h，以去除炭黑，減小對(duì)實(shí)驗(yàn)的干擾；再用原水浸泡活性炭24h以上，使活性炭顆粒吸附飽和，以減弱反應(yīng)過(guò)程中活性炭吸附作用的影響；之后用蒸餾水沖洗干凈，置于105℃的烘箱內(nèi)，烘干，備用。
1.3實(shí)驗(yàn)方法
取一定體積的印染廢水，加入經(jīng)預(yù)處理過(guò)的鋁屑和活性炭，置于六聯(lián)攪拌器上攪拌反應(yīng)一定時(shí)間，轉(zhuǎn)速約為200r/min（均在室溫條件下進(jìn)行）。用HNO3或NaOH調(diào)節(jié)反應(yīng)后溶液pH為7~8，靜置沉淀1h后對(duì)上清液進(jìn)行分析。
1.4測(cè)定方法
CODCr：重鉻酸鉀法（GB11914—1989）；BOD5：稀釋與接種法（GB/T7488—1987）；氨氮：納氏試劑分光光度法（HJ535—2009）；色度：稀釋倍數(shù)法（GB11903—1989）；pH：pH計(jì)。
2結(jié)果與討論
2.1單因素實(shí)驗(yàn)
2.1.1進(jìn)水pH的影響
各取相同體積的水樣，分別調(diào)節(jié)pH為2、4、6、7、8、10、12，均加入100g/L鋁屑和200g/L活性炭顆粒，攪拌反應(yīng)2h，調(diào)節(jié)反應(yīng)后溶液pH至7~8，靜置沉淀1h后，測(cè)定上清液中的CODCr，考察進(jìn)水pH對(duì)鋁炭微電解處理效果的影響，結(jié)果如圖1所示。
由圖1可知，當(dāng)pH＜7時(shí)，CODCr去除率隨pH的增大而減小，pH=2時(shí)，CODCr去除率最大，為35.60%；pH=7時(shí)，CODCr去除率最低，僅為25.39%。當(dāng)pH＞7時(shí)，CODCr去除率隨pH的增大而增大，pH=12時(shí)，CODCr去除率可高達(dá)38.20%。這是因?yàn)殇X為兩性物質(zhì)，在強(qiáng)酸性和強(qiáng)堿性條件下，Al/C原電池電位差大，電極反應(yīng)更容易進(jìn)行，在電極上發(fā)生的氧化還原、電沉積、吸附等作用進(jìn)行得更充分；而在中性條件下，鋁易發(fā)生鈍化，在鋁表面易形成一層鈍化膜，抑制了陽(yáng)極反應(yīng)的進(jìn)行，從而使CODCr去除率降低。
綜上所述，當(dāng)原水pH在12左右時(shí)，采用Al/C微電解法可得到較好的CODCr去除效果。而實(shí)驗(yàn)廢水pH為12.06，因此后續(xù)實(shí)驗(yàn)無(wú)需調(diào)節(jié)廢水pH。實(shí)際工業(yè)印染廢水通常堿性較強(qiáng)，采用Al/C微電解可直接對(duì)其進(jìn)行處理，不需用酸中和，節(jié)約了調(diào)酸成本。
圖1進(jìn)水pH對(duì)CODCr去除率的影響
2.1.2鋁屑投加量的影響
取6份等體積的水樣，pH=12.06，依次加入20~150g/L的鋁屑，均加入200g/L活性炭顆粒，攪拌反應(yīng)2h，調(diào)節(jié)反應(yīng)后溶液pH至7~8，靜置沉淀1h后，測(cè)定上清液中的CODCr，考察鋁屑投加量對(duì)鋁炭微電解處理效果的影響，結(jié)果如圖2所示。
圖2鋁屑投加量對(duì)CODCr去除率的影響
由圖2可知，CODCr去除率隨鋁屑投加量的增加而增大，當(dāng)鋁屑投加量為100g/L時(shí)，CODCr去除率為35.02%，繼續(xù)加大鋁屑投加量，CODCr去除率的增長(zhǎng)速率變得緩慢，當(dāng)鋁屑投加量增至150g/L時(shí)，CODCr去除率為38.45%，只比鋁屑投加量為100g/L時(shí)增長(zhǎng)了3.43%。綜合考慮去除效果和經(jīng)濟(jì)成本，確定鋁屑的適宜投加量為100g/L。
2.1.3鋁炭質(zhì)量比的影響
取6份等體積的水樣，pH=12.06，均加入100g/L鋁屑，分別加入不等量的活性炭顆粒，使鋁炭質(zhì)量比分別為4∶1、2∶1、1∶1、1∶1.5、1∶2、1∶3，攪拌反應(yīng)2h，調(diào)節(jié)反應(yīng)后溶液pH為7~8，靜置沉淀1h后，測(cè)定上清液中的CODCr，考察鋁炭質(zhì)量比對(duì)鋁炭微電解處理效果的影響，結(jié)果如圖3所示。
圖3鋁炭質(zhì)量比對(duì)CODCr去除率的影響
由圖3可知，當(dāng)活性炭投加量＜150g/L時(shí)，隨著活性炭投加量的增大，CODCr去除率不斷增大；當(dāng)活性炭投加量為150g/L時(shí)，CODCr去除率達(dá)到最大，為39.6%；之后，繼續(xù)增加活性炭顆粒的質(zhì)量，CODCr去除率反而降低。鋁炭質(zhì)量比過(guò)大，活性炭相對(duì)較少，廢水中形成的原電池?cái)?shù)量較少，生成的［H］也較少，從而導(dǎo)致CODCr去除率較低；鋁炭質(zhì)量比過(guò)小，活性炭相對(duì)較多，會(huì)阻礙鋁和廢水的充分接觸，使得原電池反應(yīng)的數(shù)量減少，電極反應(yīng)速率下降，從而導(dǎo)致CODCr去除率下降。因此，最適宜的鋁炭質(zhì)量比為1∶1.5，即活性炭投加量為150g/L。
2.1.4反應(yīng)時(shí)間的影響
各取相同體積的水樣，在上述確定的實(shí)驗(yàn)條件下，攪拌反應(yīng)不同的時(shí)間，調(diào)節(jié)反應(yīng)后溶液pH為7~8，靜置沉淀1h后，測(cè)定上清液中的CODCr，考察反應(yīng)時(shí)間對(duì)鋁炭微電解處理效果的影響，結(jié)果如圖4所示。
圖4反應(yīng)時(shí)間對(duì)CODCr去除率的影響
由圖4可知，隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，CODCr去除率不斷增大，當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為2h時(shí)，CODCr去除率達(dá)到42.35%，繼續(xù)增加反應(yīng)時(shí)間，CODCr去除率的增長(zhǎng)速率變緩，當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為3h時(shí)，CODCr去除率達(dá)45.74%，之后繼續(xù)延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間，CODCr去除率基本達(dá)到穩(wěn)定。
由微電解反應(yīng)機(jī)理可知，反應(yīng)時(shí)間越長(zhǎng)，微電解氧化還原作用進(jìn)行得越徹底。前30min內(nèi)，CODCr去除率較低，可能是因?yàn)榉磻?yīng)時(shí)間短，廢水中形成的微原電池?cái)?shù)量不足，電極反應(yīng)不充分；隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，廢水中形成大量的微原電池，氧化還原作用進(jìn)行較充分，使得CODCr去除率增長(zhǎng)較快，但經(jīng)一定時(shí)間后反應(yīng)基本達(dá)到平衡。經(jīng)分析可知，當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)2h后，繼續(xù)增加反應(yīng)時(shí)間，CODCr去除率變化不大，而處理單位體積廢水的能耗將會(huì)增大，且鋁的消耗量也會(huì)隨之增加。綜合考慮各因素的影響，選擇適宜反應(yīng)時(shí)間為2h。
2.2正交實(shí)驗(yàn)
以pH、鋁屑投加量、鋁炭質(zhì)量比、反應(yīng)時(shí)間為影響因素，對(duì)Al/C微電解法處理印染廢水進(jìn)行了4因素3水平正交實(shí)驗(yàn)。各因素及水平見表2，正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表3。
表2正交實(shí)驗(yàn)因素水平
由極差分析可知，影響CODCr去除率的各因素的主次關(guān)系：鋁炭質(zhì)量比＞pH＞鋁屑投加量＞反應(yīng)時(shí)間，CODCr去除率達(dá)到最高的最佳水平組合為A2B3C3D3。結(jié)合單因素實(shí)驗(yàn)和運(yùn)行成本，確定該預(yù)處理適宜的反應(yīng)條件：鋁屑投加量為100g/L，鋁炭質(zhì)量比為1∶1.5，pH為12.06，反應(yīng)時(shí)間為2h。
表3正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果
2.3最佳條件重復(fù)實(shí)驗(yàn)
最佳反應(yīng)條件下的重復(fù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表4所示。
表4最佳反應(yīng)條件下的重復(fù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果
實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，在最佳預(yù)處理?xiàng)l件下所做的4組平行實(shí)驗(yàn)，重現(xiàn)性較好。廢水經(jīng)預(yù)處理后，pH由12.06降至10.54左右，說(shuō)明Al/C微電解法對(duì)廢水的pH有一定的調(diào)節(jié)作用，CODCr平均去除率為42.22%。同時(shí)，該方法對(duì)氨氮和色度也有較好的處理效果，氨氮和色度去除率分別為59.24%和64.21%，B/C由原來(lái)的0.15上升至0.46，大大提高了廢水的可生化性，有利于后續(xù)生物處理的進(jìn)行。
2.4SEM分析
采用Al/C微電解法在最佳反應(yīng)條件下對(duì)實(shí)驗(yàn)廢水進(jìn)行處理，對(duì)反應(yīng)前后的鋁屑進(jìn)行了SEM分析（測(cè)定條件：Mag=3.00KX，EHT=20kV），結(jié)果表明，反應(yīng)前的鋁屑表面較致密平滑，而反應(yīng)后的鋁屑表面出現(xiàn)了許多蝕孔，且在孔口處發(fā)現(xiàn)有白色物質(zhì)？赡苁且?yàn)榉磻?yīng)過(guò)程中Al與C形成許多微原電池，使鋁屑表面不斷被腐蝕形成小蝕孔，部分有機(jī)物質(zhì)在微電場(chǎng)的作用下富集堆積在鋁表面，小蝕孔內(nèi)的鋁能與有機(jī)物質(zhì)發(fā)生發(fā)應(yīng)使蝕孔進(jìn)一步增大。
3結(jié)論
（1）通過(guò)單因素實(shí)驗(yàn)和正交實(shí)驗(yàn)得出Al/C微電解預(yù)處理印染廢水的最佳反應(yīng)條件：pH=12.06，鋁屑投加量為100g/L，鋁炭質(zhì)量比為1∶1.5，反應(yīng)時(shí)間為2h，在此條件下，CODCr由原水的8986mg/L降至5192.11mg/L，CODCr去除率達(dá)到42.22%。各因素對(duì)CODCr去除率的影響順序由大到小依次為鋁炭質(zhì)量比＞pH＞鋁屑投加量＞反應(yīng)時(shí)間。
（2）經(jīng)Al/C微電解反應(yīng)后，廢水的B/C由原來(lái)的0.15上升至0.46，大大提高了廢水的可生化性，為后續(xù)的生物處理創(chuàng)造了良好的條件；廢水的pH由原水的12.06降為10.55，說(shuō)明該反應(yīng)體系對(duì)廢水的pH具有一定的調(diào)節(jié)作用。
（3）Al/C微電解對(duì)有機(jī)污染物的去除是電化學(xué)腐蝕與吸附、絮凝沉淀等共同作用的結(jié)果，同時(shí)，鋁表面沉淀物的附著是導(dǎo)致廢水處理效果降低的原因之一。
（4）傳統(tǒng)鐵炭微電解法局限于酸性條件，Al/C微電解法的研究可以為微電解技術(shù)在堿性廢水處理中的應(yīng)用提供一定的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。
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