【聚合氯化鋁】
近年來,磷系阻燃劑特別是有機(jī)磷系阻燃劑,以其腐蝕性低、有毒物少等優(yōu)越性成為溴系阻燃劑的重要替代品種,具有廣闊的市場應(yīng)用前景 。但是在其生產(chǎn)過程中,通常產(chǎn)生大量難降解有機(jī)廢水,造成環(huán)境污染,嚴(yán)重危害人類健康。該廢水特征為:COD 濃度較高,含有較多不溶性、難降解有機(jī)物和總磷?？偭字兄饕谴蠓肿恿康碾y處理的有機(jī)磷,因此,該廢水的可生化性能較差,不利于生物降解。
目前國內(nèi)外對于有機(jī)磷阻燃劑廢水的處理研究較少。田愛軍等 采用“好氧生化-化學(xué)沉淀”工藝處理有機(jī)磷阻燃劑廢水,TP 和COD 的去除率可達(dá)97. 79% 和94. 01% 。歐云川等 采用“液膜萃取-酸析沉降-絡(luò)合萃取”組合工藝對有機(jī)磷阻燃劑生產(chǎn)廢水進(jìn)行預(yù)處理,COD 和TP 去除率可達(dá)93% 和97% ,BOD5 /COD 提高至0. 32。MONTANARO 等 采用電化學(xué)氧化技術(shù)處理磷系阻燃劑廢水,處理后磷的濃度低至10 mg·L - 1 。以上工藝對低濃度廢水有一定去除效果,對于高濃度廢水的處理效果并不理想,其難點(diǎn)主要在于有機(jī)磷的轉(zhuǎn)化與去除。
本文以浙江某化工廠生產(chǎn)的阻燃劑廢水為例,該廢水其總磷、總氮中PO4^3- 和NH4 + 較高,參考楊鴻瑞、徐遠(yuǎn)等人 的研究,擬先采用鳥糞石沉淀工藝去除廢水中的懸浮物、非溶解性有機(jī)物和大部分PO4^3- 和NH4 + ,其反應(yīng)式為
Mg2+ +NH4+ + PO4^3- + 6H2 O→MgNH4 PO4 ·6H2 O (1)
一方面降低后續(xù)氧化單元的負(fù)荷,另一方面其產(chǎn)物可作為緩釋肥,實(shí)現(xiàn)資源再利用。后續(xù)采用高級氧化技術(shù)將廢水中有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為PO4^3- ,同時(shí)去除部分COD。目前常用的高級氧化工藝包括光化學(xué)氧化、超聲化學(xué)氧化、臭氧氧化、電化學(xué)氧化、Fenton 氧化等,其中Fe/ C 微電解和Fenton 氧化法具有良好的應(yīng)用效果,廣泛應(yīng)用于燃料、日化、制漿造紙、電鍍和農(nóng)藥等廢水處理工程 。Fe/ C 微電解是以Fe 做陽極,C 為陰極構(gòu)成原電池,利用金屬腐蝕原理對廢水進(jìn)行處理,Fenton 試劑則是由Fe2 + 與H2 O2 組成的強(qiáng)氧化劑,反應(yīng)生成強(qiáng)氧化性的·OH 自由基,氧化水中的大分子物質(zhì)。根據(jù)查閱的資料,單純采用Fenton 法對廢水進(jìn)行預(yù)處理時(shí),COD 的去除效果并不理想 。本研究采取Fe/ C 微電解-Fenton 組合工藝,降低廢水中COD濃度,提高廢水的可生化性,并探討各工藝段的*佳反應(yīng)參數(shù)。
1 實(shí)驗(yàn)部分
1. 1 實(shí)驗(yàn)材料
取自浙江某化工廠生產(chǎn)阻燃劑的廢水,其主要水質(zhì)指標(biāo)見表1。
為使預(yù)處理出水與其廠內(nèi)其他廢水混合后可達(dá)生化處理進(jìn)水需求,其水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)見表1。
試劑:MgCl2 ·6H2 O、30% H2 O2 、NaOH、FeSO4 ·7H2 O、HCl、PAC 和PAM。
主要儀器:752 紫外可見分光光度計(jì)、HACH pH計(jì)和TOC-4100 分析儀。
1. 2 實(shí)驗(yàn)方案
1. 2. 1 鳥糞石沉淀法
取一定量的廢水,用10% NaOH 調(diào)節(jié)pH 后在攪拌情況下加入MgCl2 溶液。探討廢水初始pH、反應(yīng)時(shí)間及MgCl2 投加量等因素條件對阻燃劑廢水處理效果的影響。
1. 2. 2 微電解-芬頓
將在*佳反應(yīng)條件下獲得的鳥糞石沉淀后出水,用1 mg·L - 1 HCl 調(diào)節(jié)pH 后曝氣反應(yīng)一段時(shí)間。探討初始pH、反應(yīng)時(shí)間和過氧化氫加入量等因素對處理效果的影響。經(jīng)混凝沉淀后*終測得的TP 為未能被轉(zhuǎn)化的有機(jī)磷,因此,本研究采取TP 的去除率作為PO4^3- 的轉(zhuǎn)化率。
1. 3 實(shí)驗(yàn)裝置及流程
實(shí)驗(yàn)裝置:在自制的PVC 反應(yīng)器中加入鐵碳填料,同時(shí)加入H2 O2 ,使Fe/ C 微電解和Fenton 氧化同時(shí)進(jìn)行。
實(shí)驗(yàn)工藝流程:
1. 4 測試方法
氨氮的測定采用納氏試劑分光光度法,磷酸鹽及總磷的測定采用鉬酸銨分光光度法,COD 的測定采用重鉻酸鉀法。
2 結(jié)果與討論
2. 1 鳥糞石沉淀法
2. 1. 1 pH 值對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)廢水pH 分別為8. 5、9、9. 5、10、10. 5 和11,按n(Mg) ∶ n (P) = 1 ∶ 1 加入適量MgCl2 溶液,反應(yīng)30 min后靜置30 min,取上清液測定水中的PO4^3- 和NH4+ -N,結(jié)果如圖2 所示。
由圖2 可知,在pH 從8. 5 增加到9. 5 的過程中,PO4^3- 的去除率是隨之增大的,而之后繼續(xù)增大pH 值,磷的去除率反而減小。pH 過高時(shí),產(chǎn)生更難溶的Mg3 (PO4 )2 和Mg(OH)2 沉淀,其反應(yīng)式分別為
3Mg2+ + 2PO4^3- + 8H2 O→Mg3 (PO4 )2 ·8H2 O↓ (2)
Mg2 + + 2OH - →Mg(OH)2 ↓ (3)
實(shí)驗(yàn)條件控制為n(Mg) ∶ n(P) = 1 ∶ 1,則消耗同等量Mg2 + 時(shí),式(2)和式(3)消耗的PO4^3- 只有式(1)的2 /3 不到,所以PO4^3- 去除率降低。反應(yīng)過程中,pH 值主要是通過影響各組分的存在形態(tài)和活度來影響沉淀的。隨著pH 值的升高,OH - 對Mg2 + 和NH4+的影響越來越大,二者的濃度隨之下降,而PO4^3- 濃度則隨之上升。結(jié)合考慮上述影響因素,利用條件性溶度積計(jì)算出鳥糞石沉淀法的*佳理論pH 值為10. 7。*佳pH 值低于理論值可能是由于實(shí)驗(yàn)過程進(jìn)行了較長時(shí)間的攪拌,促進(jìn)了氨的揮發(fā),增大了NH4+ -N 去除率,同時(shí)增大了鳥糞石溶解度,從而使得磷酸根離子濃度增加。由圖2 還可知,隨著pH 值的增加,NH4+ -N 的去除率由48. 17% 一直增加到87. 54% 。主要因?yàn)樵撨^程中NH4+ -N 濃度較高,伴隨著pH 的增加和長時(shí)間的攪拌,越來越多的NH4+ -N 轉(zhuǎn)化為游離態(tài)的氨,從而增加NH4+ -N 的去除率。
2. 1. 2 反應(yīng)時(shí)間( HRT) 對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)廢水pH 至9. 5,按n(Mg) ∶ n(P) = 1 ∶ 1 加入適量MgCl2 溶液,分別控制反應(yīng)時(shí)間10、15、20、25、30 和35 min,反應(yīng)結(jié)束后靜置30 min,取上清液分別測定水中的PO4^3- 和NH4+ -N,得出結(jié)果如圖3 所示。由圖3 可見,當(dāng)反應(yīng)時(shí)間小于20 min 時(shí),PO4^3-去除率隨著時(shí)間增加而升高,反應(yīng)時(shí)間超過20 min后,PO4^3- 去除率會(huì)略微下降,分析認(rèn)為可能有多種原因:一是pH 較高時(shí),溶液中的NH4+ -N 會(huì)隨著攪拌時(shí)間的增加逐漸以NH3 的形式排出;二是攪拌時(shí)間過長,NH4+ -N可能逐漸轉(zhuǎn)化為NO3 - 和NO2 - ,也影響了鳥糞石結(jié)晶的形成;三是攪拌時(shí)間過長容易破壞鳥糞石沉淀體系,降低鳥糞石結(jié)晶沉淀的穩(wěn)定性,從而導(dǎo)致上清液中可溶性磷濃度的增加。因此,確定*佳反應(yīng)時(shí)間是20 min。
2. 1. 3 n( Mg) ∶ n( P) 對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)廢水pH 至9. 5,加入不同量的MgCl2 溶液,控制n(Mg) ∶ n(P)分別為0. 8 ∶ 1、0. 9 ∶ 1、1 ∶ 1、1. 1 ∶ 1、1. 2 ∶ 1 及1. 3 ∶ 1,反應(yīng)20 min 后取上清液分別測定水中的PO4^3- 和NH4+ -N,得出結(jié)果如圖4 所示。
按反應(yīng)式計(jì)算,當(dāng)n(Mg) ∶ n(P) = 1 ∶ 1 時(shí),鎂和磷可完全充分反應(yīng),而有研究表明想要去除幾乎所有的磷,鎂的投加量需要過量。但由圖3 可見,當(dāng)鎂離子過量太多時(shí),提高鎂離子濃度對磷的去除率的提高效果并不明顯,反而會(huì)增加廢水鹽度,不利于后續(xù)處理。因此,確定反應(yīng)過程中n (Mg) ∶ n (P) 的*佳值為1. 1 ∶ 1。
2. 2 微電解-芬頓氧化組合工藝
2. 2. 1 pH 值對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)pH 分別為2、2. 5、3、3. 5、4、4. 5 和30%H2 O2 的投加量為10% (雙氧水與廢水體積比),曝氣條件下反應(yīng)1 h,反應(yīng)結(jié)束用10% NaOH 調(diào)節(jié)溶液pH 值至8 ~ 9,加入10% PAC 溶液3 mL,靜置30min,測定上清液的COD,結(jié)果如圖5 所示。由圖5可見,隨著pH 的升高,COD 和TP 去除率逐漸下降。
因?yàn)樵谒嵝詶l件下,Fe 受到腐蝕變成Fe2 + 進(jìn)入溶液,同時(shí)產(chǎn)生大量新生態(tài)H,將廢水中有機(jī)物去除。而當(dāng)pH 逐漸升高,H + 濃度會(huì)逐漸降低,鐵離子會(huì)形成Fe(OH)2 和Fe(OH)3 沉淀覆蓋在電極表面,從而阻止Fe/ C 微電解反應(yīng)的進(jìn)行,影響了處理效果;但當(dāng)pH 過低時(shí),Fe 過量腐蝕,水中含有大量的Fe2 +和Fe3 + ,一方面,污泥量增多,出水色度升高,增加實(shí)際運(yùn)行成本,另一方面,pH 過低時(shí),大量的H2 氣泡產(chǎn)生并附著在電極表面,對鐵炭的接觸造成一定阻礙,降低電解體系的氧化還原電位及其對膠體的混凝作用。因此,確定反應(yīng)的*佳pH 值為3. 5。
2. 2. 2 反應(yīng)時(shí)間對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)進(jìn)水pH 至3. 5,控制30% H2 O2 投加量為10% (雙氧水與廢水的體積比),曝氣條件下分別反應(yīng)20、40、60、80、90 和100 min,反應(yīng)結(jié)束后用10% NaOH 調(diào)節(jié)溶液pH 值至8 ~ 9,加入10% PAC 溶液3 mL,靜置30 min,測定上清液的COD,結(jié)果如圖6 所示。由圖6 可知,在反應(yīng)前期,COD 和TP 的去除率上升較快;隨著反應(yīng)時(shí)間增加,去除率上升變緩,趨于穩(wěn)定,根據(jù)測得的COD 和TP 去除率,同時(shí)考慮到經(jīng)濟(jì)合理性,確定反應(yīng)時(shí)間在80 ~ 100 min 之間較好,在此條件下COD 和TP 去除率分別可達(dá)66. 41% ~ 68. 15%和90. 25% ~ 90. 42% 。根據(jù)已有文獻(xiàn),Fenton 反應(yīng)的*佳pH 區(qū)間為3. 5 ~ 4,實(shí)驗(yàn)中分別測定體系pH 值,HRT = 80 min 時(shí),pH 升高至3. 8;HRT = 100min 時(shí),pH 升高至4. 3。因此,確定反應(yīng)*佳反應(yīng)時(shí)間為80 min。
2. 2. 3 雙氧水投加量對反應(yīng)的影響
調(diào)節(jié)進(jìn)水pH 至3. 5,控制30% H2 O2 的投加量分別為5% 、10% 、15% 、20% 和25% (雙氧水與廢水的體積比),曝氣80 min,反應(yīng)結(jié)束后用10% NaOH調(diào)節(jié)溶液pH 至8 ~ 9,加入10% PAC 溶液3 mL,靜置30 min,測定上清液的COD,結(jié)果如圖7 所示。由圖7 可知,實(shí)驗(yàn)開始階段,隨著H2 O2 投加量的增加,COD 和TP 去除率快速上升,而當(dāng)投加量大于10%后呈逐漸下降趨勢。主要是因?yàn)榉磻?yīng)過程中,·OH的產(chǎn)生量受H2 O2 投加量的直接影響,*初體系中·OH 的數(shù)量是隨著H2 O2 投加量的增加而增加的,所以對COD 和TP 的去除效果不斷增強(qiáng);當(dāng)H2 O2 投加稍過量時(shí),一部分H2 O2 將無效分解,并不能起到作用;當(dāng)H2 O2 投加過量到一定程度時(shí),H2 O2 本身也成為·OH 的消除基團(tuán),使得體系中能與污染物有效反應(yīng)的·OH 數(shù)量減少,從而影響處理效果。由圖6 可知,H2 O2 投加比例為10% 時(shí),COD 和TP 去除率達(dá)到*佳水平66. 48% 、91. 11% ,TP 和COD 可降至106. 71 mg·L - 1 、7 369. 21 mg·L - 1 ,因此確定該反應(yīng)的H2 O2 *佳投加量為10% 。
3 水質(zhì)分析
目前關(guān)于有機(jī)磷阻燃劑的毒性研究只有二乙基次膦酸鋁(ADEP)有相關(guān)報(bào)道。WAAIJERS 等對大型蚤21 d 繁殖實(shí)驗(yàn),得到ADEP 的48 h LC50 和21 dLC50 分別為18 和3. 2 mg·L - 1 。根據(jù)歐盟有關(guān)化學(xué)品注冊、評估、許可和限制的法規(guī)REACH( Registration,evaluation,authorization and restriction of chemicals),化合物的LC50 10 mg·L - 1 時(shí),為低毒化合物;1 LC50 10 mg·L - 1 時(shí),為中等毒性化合物;LC50 1mg·L - 1 時(shí),化合物為高毒化合物。ADEP 的毒性應(yīng)為中等毒性。
國際通用的毒性測試方法主要有發(fā)光細(xì)菌法和水生生物法,兩類方法測得的數(shù)據(jù)有一定的相關(guān)性 ,且BARRY 等發(fā)現(xiàn)發(fā)光細(xì)菌法的靈敏性高于虹鱒魚,而低于水蚤。因此本文采用水蚤對處理前后水的生物毒性進(jìn)行了測試,以半數(shù)致死時(shí)間(LT50 )來表征,從而考察工藝對廢水毒性的去除效果。在燒杯中分別加入原水、*佳反應(yīng)出水30 mL,同時(shí)各加入健康的小蚤10 個(gè),設(shè)置3 組平行,暴露周期為9 d。每12 h 更換一半的工作液(15 mL),及時(shí)清除燒杯中的雜質(zhì)和死亡個(gè)體,暴露期間每天記錄死亡數(shù)。死亡的判斷為以用小針輕輕觸碰大型蚤,5 s 內(nèi)不動(dòng)記為死亡。實(shí)驗(yàn)測得處理前廢水LT50 = 36 h,*佳條件出水LT50 = 192 h,毒性明顯降低。
4 連續(xù)運(yùn)行效果及經(jīng)濟(jì)性分析
4. 1 連續(xù)運(yùn)行效果
按照設(shè)計(jì)的實(shí)驗(yàn)工藝流程,在*佳反應(yīng)條件下,連續(xù)進(jìn)水49 d,每天對系統(tǒng)進(jìn)出水的BOD、COD、TP和NH4+ -N 進(jìn)行分析測定,考察該工藝的實(shí)際處理效果及穩(wěn)定情況。測定結(jié)果見圖8。由圖8 可知,該工藝整體運(yùn)行較為穩(wěn)定,對COD 和TP 的去除率分別為97. 8% 左右、65% ~ 75% 之間,出水NH4+ -N 濃度在500 ~ 600 mg·L - 1 之間,達(dá)到了預(yù)期的處理效果,計(jì)算得到進(jìn)出水的B / C 比分別為0. 169 和0. 491左右。
4. 2 經(jīng)濟(jì)性分析
本文將鳥糞石沉淀作為預(yù)處理**步具有如下優(yōu)勢:
1)降低Fe/ C 微電解-Fenton 氧化單元的負(fù)荷,節(jié)約藥劑;
2)先鳥糞石反應(yīng)再進(jìn)行氧化,*終的pH 為7 ~ 8 左右,預(yù)處理后接“厭氧+ 好氧”生化處理,其pH 一般控制在6. 8 ~ 7. 2,從而減少調(diào)節(jié)pH 的藥劑費(fèi)。
結(jié)合目前工業(yè)級藥劑價(jià)格,*優(yōu)條件下處理每噸水的藥劑成本見表2,合計(jì)35 元。用于調(diào)節(jié)pH 的酸堿可以考慮使用對效果無影響的廢堿,節(jié)省燒堿費(fèi)用?？梢曰厥樟姿徜@鎂作為副產(chǎn)品,降低成本。具體參見資料或更多相關(guān)技術(shù)文檔。
5 結(jié)論
1)阻燃劑生產(chǎn)廢水中含有大量的COD、PO4^3- 、TP 和NH4+ -N,在進(jìn)入生化處理前必須經(jīng)過預(yù)處理,擬采用鳥糞石-Fe/ C 微電解-Fenton 氧化-混凝沉淀組合工藝,本實(shí)驗(yàn)通過對各工段影響因素的研究,得出*佳的反應(yīng)條件。
2)鳥糞石反應(yīng)的*佳pH 為9. 5,*佳水力停留時(shí)間為20 min,n(Mg) ∶ n(P) = 1. 1 ∶ 1;
3)Fe/ C 微電解-Fenton 反應(yīng)的*佳pH 為3. 5,綜合考慮COD 的去除率及經(jīng)濟(jì)效益,反應(yīng)時(shí)間控制為80 min,H2 O2 的*佳投加量為10% 。
4)*佳反應(yīng)條件下,COD、TP 和NH4+ -N 去除率可達(dá)70% 、97. 8% 和78. 6% 左右,B / C 為0. 491,廢水對水生生物的毒性有明顯降低。
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