由表1知,內電解對廢水處理脫色率和COD都有一定效果,其原因是在反應中,鐵碳構成了完整的回路,在它的表面上,電流在成千上萬個細小的微電池內流動。鐵粉作為陽極被腐蝕。電極反應產物具有高的化學活性,其中新生原子態的[H]和新生態的Fe2+能與廢水中的許多組分發生氧化還原作用,破壞有機高分子的發色或助色基團,使之失去發色能力;使大分子物質分解為小分子物質,使難降解的物質轉變成易降解的物質。新生態的Fe2+和Fe3+是良好的絮凝劑,能進一步吸附廢水中的污染物以降低其表面能,最終聚結成較大的絮體而沉淀。臭氧的處理效果要優于內電解。臭氧氧化法是利用臭氧的水溶液能產生氧化能力極強的羥基自由基[HO·]和單原子氧[O]等活性粒子的性質處理難降解廢水。對于不飽和脂肪烴和芳香烴類化合物通常利用具有偶極性的臭氧在有機分子的雙鍵位置發生環加成作用,使有機物降解;對于具有電子給予基團如羥基和氨基類的化合物生成羥基和過氧化氫類的自由基,使之氧化降解;其次,臭氧還能進攻具有最低鍵能的鍵使其斷裂,也是降低廢水色度的一種有效技術。
臭氧協同內電解處理時,印染廢水的脫色率達到了99. 9%,COD去除率達到69. 01%。其原因是由于內電解過程產生了大量的Fe2+、Fe3+與臭氧氧化過程中產生的羥基自由基[HO·]和[O]組成了另外一種優良的廢水處理試劑———Fenton試劑,發生Fenton氧化促使其氧化強度增強,而且臭氧也能夠促進二價鐵離子的絮凝作用。
2.2 鐵碳比對處理效果的影響
取印染廢水500mL,分別加入質量比值為3：1, 2：1, 1：1,1：2, 1：3的鐵碳。保持鐵碳總質量為100g不變。同時通入氧氣進氣量為300L/h的臭氧,反應1h后,取反應液過濾,對處理后水樣進行吸光度和COD的測定。
由圖1,Fe/C為1：3時,COD去除率達78. 98%,隨著Fe/C的提高, COD去除率增大,Fe/C為1：2時,COD去除率最大,高達80. 91%。Fe/C繼續增大,COD去除率降低。
Fe/C太小,炭含量過多,更多地表現為炭吸附,反而抑制了原電池反應。炭太多形成的原電池數目少,產生的Fe2+少,使得與溶液中臭氧氧化過程產生的H2O2形成的Fenton試劑減少,協同處理的作用下降。Fe/C太大,鐵屑量過多,過多的鐵屑一方面阻止了鐵屑和活性炭的充分混合,另一方面,鐵屑表面有機物(帶負電荷)附著和較強的絮凝作用使得鐵屑表面的鈍化現象較嚴重,電化學作用減弱,同樣不利于廢水中物質的降解。
2.3 鐵碳量對處理效果的影響
取印染廢水500mL,分別加入鐵碳質量為30g, 50g, 100g,150g, 200g的鐵碳,質量比值均為1：2,同時通入氧氣進氣量為300L/h的臭氧,反應1h后,取反應液過濾,對處理后水樣進行吸光度和COD的測定。
由圖2可知,鐵碳量為30g時, COD、色度去除率低。隨著鐵碳用量的增加, COD、色度去除率相應增加。鐵碳量增多,反應體系中原電池量增多,處理效果增強。當鐵碳量為100g時,COD和色度去除率均達最大值80. 91%和99. 04%。當鐵碳量超過100g時,其COD,色度去除率逐漸下降。這主要因為鐵碳量過多,不能充分混合,限制了原電池的數目,且使得溶液與臭氧的接觸受到反應體系的限制,鐵碳及臭氧利用不充分。
2.4 進氣量對處理效果的影響
取印染廢水500mL,調節氧氣進氣量分別為100L/h, 200L/h, 300L/h, 400L/h, 500L/h(因為臭氧是由氧氣進入臭氧發生器后產生,故臭氧量用氧氣流量表示),同時加入100g,質量比為1：2的鐵碳,反應1h后,取反應液過濾,對處理后水樣進行吸光度和COD的測定。
如圖3,氧氣進氣量為100L/h時, COD的去除率只有59. 63%。隨著氧氣量的不斷加大, COD的去除率不斷加大,到300L/h時,COD的去除率達到最大,高達80. 91%。繼續加大進氣量,COD的去除率降低。
氣體流量小時,產生的臭氧產量低,臭氧氧化過程中產生的羥基自由基[HO·]和[O]少,與內電解過程產生了的Fe2+、Fe3+組成的Fenton試劑量少, COD的去除率低。氣體流量逐漸變大,臭氧產生量增多,同時進氣量增加,氣體鼓動作用增強,促進鐵碳之間的接觸,即促進內電解作用, COD的去除率不斷增大。當通氣量達到300L/h, COD的去除率最大。進氣量超過300L/h時,氣體流量大,由于速度太快,致使臭氧還來不及與廢水反應就逸出反應器,同時在一定溫度下,臭氧的溶解度是一定的,當水中的臭氧濃度未達到其溶解度時,其反應的效率逐漸增大,但是當達到臭氧的溶解度后過多的臭氧并沒有被充分利用,使得其處理效率增加不明顯;而且氣體的鼓動太大,使得鐵碳間的接觸不充分,影響內電解作用,COD的去除率下降。
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