试析洗染废水处理工艺及机理的研究 69页

'中南大学硕士学位论文洗染废水处理工艺及机理的研究姓名：王金菊申请学位级别：硕士专业：化学工艺指导教师：满瑞林20040524 硕士学位论文摘要’汐汐弓．f)～尹■服装洗染业是近年来发展起来的新型行业，这些洗染厂规模不大，数量多且分散，产生的废水严重污染了环境。由于这些洗染厂的废水难以集中，迫切需要研究开发一套投资低，占地面积小，简单有效适合于洗染业特点的废水处理技术。本文根据洗染废水的特点，研究了以物化法为主的治理技术。试验所用水样取自株洲洗染厂，原废水水质为：pH值为2～6；COD。，250～4000mg／L，且变化较大；色度250～1000倍，呈蓝黑色；浊度320～1200度。试验考察了pH值，絮凝剂用量，搅拌时间及助沉剂等因素的影响。其最佳工艺条件为：pH值9～10，加入复合药剂为o．4～0．6kg／m3，聚丙烯酰胺为3～49／矗，活化粉煤灰2～3kg／m3，搅拌5min，经混凝沉降后，COD。色度和浊度的去除率分别可以达到80％、98％和96％，处理后水质达到国家二级排放标准。论文对絮凝剂以及粉煤灰的作用机理进行了探讨。针对物化处理洗染废水中絮凝物沉降速度慢，沉降体积大的缺点，本文还研究了混凝一电解气浮法。试验结果表明：电解气浮过程中，采用石墨作阴极，铁作阳极，电解电压一般控制在8～11v，废水的COD。。去除率可达到87％，电能消耗约O．08度／m3。论文对电解气浮机理进行了探讨。最后，本文还进行了工业化试验，试验采用了二套流程方案。对于简单的混凝沉降物化流程，处理后水质为：COD。，<150mg几，BoD。<30mg／L，色度<10倍，浊度≤30度，达到国家二级排放标准；该法过程简单、占地面积小、投资少，适合一般休闲服洗涤废水处理。对于物化法一生化法混合流程，混凝沉降作为一级处理，活性污泥法作为二级处理，该法投资和运行费用稍高，但效果更佳，适合污染较重的牛仔服洗染废水处理；废水经该法处理后，出水水质为：c0D。，<50mg／L，BOD。<20mg／L，色度加草酸，双氧水等—————>增白—————>过软油出机2．3．2洗染中所用主要药剂(1)休闲服冰醋酸，软片、洗衣粉，纯碱，烧碱、草酸等。(2)牛仔服酵素水，冰醋酸，软片，洗衣粉，纯碱，烧碱，双氧水，磷酸，高锰酸钾草酸，固色机，硅油，荧光增白剂，染料等。2．3．3洗染废水的性质本文自株洲xx洗染厂提取不同的休闲服和牛仔服的洗染废水，对其pH值、coD。色度、浊度进行实验测定研究(测定结果如表2—4所示)，以确定其基本性质与变化规律，为治理研究提供理论基础和指导。洗染废水具有水量大、色度高、组分复杂等特点。废水中含有浆料、酸碱、纤维杂质及大量的无机盐、硫化物等。含硝基和氨基的染料化合物具有较大的生物毒性，严重污染环境。同时，由于竞争激烈，随行就市，洗染种类变化很大，工艺也不断变化，造成废水水质多变。不同的洗染厂加工工艺不同，一般主要经过退浆、漂白、打磨、软化、染色等工序，洗染过程各工序排出的废水构成洗染废水，其主要污染物为：悬浮物：打磨材料碎屑、棉纤维、浆料、整理药剂等；c0D讲染料、还原漂白剂、纤维素酶、硫化物、淀粉整理剂等；BoD；：有机物、如染料、浆料、表面活性剂、加工药剂等；色度：染料在废水中显现的颜色，主要为蓝黑色。从表2—4可知，休闲服洗染废水的水质为：pH为2．5～5．5，coD。，250～1000mg／L，色度250～470倍，浊度320～770度。牛仔服洗染废水的水质为：pH为2．4～5．1，coD。，600～4000mg几，色度320～930倍，浊度400～1200度。可以看出，洗染废水中休闲服洗水的c0Dc。值在1000以下，色度、浊度相对较低，而牛仔服洗水的cO如值高达4000IIlg／L，色度、浊度也较高，且波动较大。这是 硕士学位论文第二章废水特性及检测表2—4洗染废水的基本性质因为休闲服洗染工艺简单，洗染过程中加入药剂较少，而牛仔服洗染工艺复杂，洗染过程中加入大量药荆，同时衣物需打磨，大量纤维被磨损或溶蚀进入水体，造成了废水复杂多变。洗染废水在夏秋季的pH相对冬春季较低．而c0D一色度、浊度均较高，这是因为夏秋两季服装质地较薄、颜色较浅，要达到这样的效果需进行大量的打磨和漂洗整理，整理中加入大量的冰醋酸，造成废水pH较低，大量的打磨材料、纤维和药剂进入水体，造成高浓度的coD⋯色度和浊度。测定表明，洗染废水放置之后，水质都有一定的变化，废水的pH值升高，休闲服洗染废水的coD。值、色度和浊度都明显的降低，而牛仔服洗染废水的coD。，值、色度和浊度降低不明显，而且部分废水的CoD。。值存在上升的现象。根据洗涤流程及药剂配方，洗染采用石洗和酵素洗，所采用的纤维素酶m’“3是一种复合酶，它首先对纤维素作用，破坏纤维素主链的结晶结构，起水解作用；然后作用于经C。酶活化的纤维素，生成纤维二糖、纤维三糖等多糖；最后将其降解为葡萄糖。棉纤维通常由不同性质的同轴层组成，分为初生壁和次生壁。最外层为初生壁，含果胶质和蜡质较多，呈网状形态，且纤维中非晶区较多，其聚合度较次生壁低。次生壁的纤维素分子紧密堆积，因此受纤化学药荆和维素酶的作用影响的主要在初生壁。纤维素酶作用是通过酶的催化作用形成～种酶作用的复合物，即纤维素酶～纤维素复合体””。由于大分子酶复合体不能渗透入纤维内部，因此它主要是在织物表面起作用，并在此断开纤维素键，特别会侵袭细支纱和疏松结构。因此大量疏松的纤维在生物酶和表面机械作用影响下断开进入水体。根据资料介绍，经酵素洗后，衣服的失重率一般为3％～8％，有的甚至能达到“％㈨。这些分解的棉纤维以及衣物表面浆料、表面活性剂、软化剂、漂14 硕士学位论文第二章废水特性及检测白剂等。放置较长时间后，废水中溶解的链状分子断裂，多聚物水解，因而造成了部分废水水质恶化，COD。值上升。因为洗染过程中造成大量的棉纤维、浆料、以及打磨材料进入水体，这些物质大部分悬浮在水中或以胶体的形态存在，使水中含有较多的凝结支点，较容易吸附聚集和凝结，因此废水放置一段时问，水的色度和浊度都有一定的降低，这也表明洗染废水具有较好的脱色特性，为混凝沉降提供了一定的依据。同时由于洗染过程中大量使用纤维素酶，造成很多的纤维素酶高分子溶解在水体中，这些高分子含有较多的碳、氮等元素，一定程度上提高了洗染废水的可生化性。经研究发现洗染废水相对于印染废水而言，具有以下特点：(1)废水中含有大量的纤维、浮石打磨碎屑和浆料等物质，这些悬浮物和胶体提供了大量的凝结点，使洗染废水脱色相对印染废水容易。(2)由于洗染工艺不同，且不同的服装其颜色、质地不同，将产生不同废水。另外服装在染色、打磨、柔软、洗涤、漂洗等不同工序中，产生的废水无论量和质都有极大变化，因而造成了废水的复杂多变，COD。，过高．废水COD。的去除比较困难。(3)洗染打磨过程中使用大量的纤维素酶，在一定程度上提高了废水的可生化性。(4)洗染废水中含染料相对较少，且色度比较单一，主要为牛仔服系列的蓝黑色。 硕士学位论文第三章混凝沉降试验3．1混凝沉降流程第三章混凝沉降试验洗染流程分析和废水性质特性研究表明：废水中污染物主要为一些悬浮在水体中的断碎纤维、浮石打磨碎料、各种残余药剂以及酶分解后的有机高分子等，大部分以悬浮物固体、胶体形式存在。本文在大量试验基础上，提出了沉降、吸附过滤流程(见图3—1)：在一定pH条件下，加入絮凝剂和助凝剂，使胶体脱稳而形成沉淀去除。围绕该流程，本文详细考察了pH值，药剂用量。搅拌时问及助沉剂等因素的影响，并通过正交试验确定最佳工艺条件。亍甲选鎏L匿盘一圃一函一匿i受园一擅监一厦jii重圈I扭渣3．2影响因素及讨论3．2．1无机絮凝剂的选择混凝沉降是一种常用的废水处理方法，所采用的絮凝剂分为无机和有机二大类，本文根据废水性质和絮凝剂来源，首先对硫酸亚铁，硫酸铁，明矾，硫酸铝，聚合铝铁，聚合硫酸铁以及自制的复合药剂等无机絮凝荆进行考察。浓度选用10％，用量为O．5ml，废水量为100ml，经搅拌静置后测定上清液pH、cOⅨ，、外观的变化来比较絮凝剂效果。由表3—1可以看出聚合铝铁和自制无机复合药剂LFM对洗染废水的处理效果明显优于其它几种混凝剂，考虑到聚合铝铁相对于复合药剂来说，价格较贵，处理后水中含有较多的铁离子，水会略带黄色，影响处理后废水的视觉效果，且有一定的腐蚀性，易腐蚀设备，故无机絮凝荆选用自配复合药剂。可以看出加入的几种药剂对洗染废水均有一定的处理作用，由胶体粒子的双电层结构可知，反离予的浓度在胶粒表面处最大，并沿着胶粒表面相外的距离呈16 ·化学式fC^LI(洲)．Ⅱ．"]m[Fe，㈣．ck。]．)式中：n，m，p为整教，是铝和铁的水解中间多棱络台物递减分布，最终与溶液主体离子浓度相等。当向溶液中投加电解质，溶液中离子浓度增高，胶体扩散层厚度就会相应缩小。这个过程的实质是加入的药剂电离的离子(如Al”，Fe“)与扩散层原有的反离子之间的静电斥力把原有部分的反离子挤压到吸附层中，从而使扩散层厚度减小。由于扩散层厚度减小，‘电位相应下降，因此胶粒间的相互排斥力也减小。由于扩散层变薄，胶粒相撞时的距离也减小，胶粒能够凝聚。因为聚铁，聚铝为高分子聚合物，其水解～聚合的中间产物及与不同阴离子的结合体是由一些不同聚合度的聚合阳离子和羟基多核络合物所组成，具有较高的分子量，且带有较多电荷，可以中和胶体颗粒表面所带的负电荷，同时表现出很强的吸附力；另一方面由于这些离子有很强的水化能力，能夺走胶粒周围的水分子，起到破坏水壳作用。通过以上作用，胶粒将失去原来的稳定性，相互之间发生凝聚，形成矾花经沉淀去除。 硕士学位论文第三章混凝沉降试验3．2．2无机复合药剂L刚用量的影响，无机复合药剂L硎加入量太小时，不能充分吸附废水中的胶体物质，只形成少量细小絮团：加入量太大时，虽然能形成较大矾花，但沉淀量增加，增加后续过滤工序负担，另外处理成本也增加。因此，对特定的被处理体系而言，有一个最佳加入量范围。分别取废水样1(pH：2．43，CoD“674．016mg几，色度：324倍，浊度：400度电导率：0．64×103扯s／cm)，废水2(pH：4．64，cOD。。：2565．12mg几，色度：667倍，浊度：840度，电导率：O．98×103ps／cm)100m1，逐步改变无机复合药剂LFM的用量，测定水质变化。考查不同量的无机复合药剂对废水的处理效果。1009590嚣略一*Bo盎们7570e501O2O3O405口B07O8O91O无机复合药剂LFM的用量fmI)图3—2无机复合药剂LFM用量对废水l处理效果的影响01O2O3O4O5080708091O无机复合药剂LFM的用量(mI)图3—3无机复合药刑LFM用量对废水2处理效果的影响们¨帅：2¨：2加：2¨拈一孚一瓣堑q 硕士学位论文第三章混凝沉降试验由图3—2和图3—3可看出，在0．2ml～0．5ml范围，随着无机复合药剂LFM用量的增加，废水的c0D。，、色度和浊度的去除率均有明显增加，但大于O．5m1后，各去除率哇珏线走向平缓，再增大无机复合药剂L雕的用量，废水的处理效果变化不大。根据中和吸附理论，胶粒表面对异号离子、异号胶粒、链状离子或分子带异号电荷的部位有强烈的吸附作用，由于这种吸附作用中和了电位离子所带电荷，减少了静电斥力，降低了‘电位，使胶体的脱稳和凝聚易于发生。此时静电引力常是这些作用的主要方面。当胶粒吸附过多的混凝剂粒子时，胶粒的电性发生改变，从而胶粒之间的排斥力增强，胶粒又会从新达到稳定分散的状态，因此处理效果反而下降。因此可知开始加入药剂时，废水中胶体吸附复合药剂中带正电荷的粒子，中和了废水胶体的反离子，使废水胶体脱稳凝聚，对废水的处理效果明显，但是加入药剂过多，胶粒表面吸附过多的复合药剂阳离子，胶体的电性变为吸附离子的电性，排斥力又会变大，使废水中胶粒发生再稳现象，因此处理效果不会明显改善。为此，药剂用量选择为O．4～O．7ml／100ml废水。3．2．3有机高分子絮凝剂的选择通过前面的试验，选用无机的无机复合药剂LFM处理洗染废水，虽然有一定的作用，但是处理过程中，消耗的药剂量较大，且生成的絮体较小。沉降体积也较大，水的处理效果也不是非常理想，因此考虑选择高分子絮凝剂共同作用处理废水。分别取废水100ml，先向废水中加入O，4ml的无机复合药剂LFM，快速搅拌后分别加入O．2ml浓度为2∥l的聚丙烯酰胺、聚丙烯酸钠高分子絮凝剂，搅拌后测定其沉降速度和上清液的COD。，去除情况，如表3．2和图3．4所示。表3—2有机絮凝剂的作用对比19 硕士学位论文第三章混凝沉降试验5045省40篷*螯30圈脯为1一聚丙烯酰胺，2～聚丙烯酸钠．3一无高分子絮凝剂图3—4有机絮凝荆对沉降效果的影响由表3—2可以看出聚丙烯酰胺，聚丙烯酸钠去除废水的cOD。，效果不明显，但它们对絮团有很好的聚集作用，从图3—4可以看出加入高分子絮凝剂后沉降速度明显加快，且沉渣体积减小，其中聚丙烯酰胺的处理效果较好。聚丙烯酰胺(聚合度为2×104～9×10‘，相应的分子量为1．5×108～6×106)和聚丙烯酸钠(分子量2×104～3×104)均为水溶性高分子絮凝剂，分子式分别为：彳cH2一{H毫CONH2(1)七cH2一CH毫COONa(2)由于其分子具有线性结构。链中含有一定数量的极性基团，这类高分子物质可被胶粒强烈吸附。聚合物在胶粒表面的吸附来源于各种物理化学作用，如范德华引力、静电引力、氢键、配位健等，取决于聚合物同胶粒表面二者化学结构的特点。因其线性长度较大，当它的一端吸附某一胶粒时，另一端又吸附另一胶粒，在相距较远的两胶粒间进行吸附架桥，使颗粒之间变大，形成粗大絮凝体。这些 硕士学位论文第兰章混凝沉降试验粗大絮凝体在沉降过程中通过卷扫作用，可以将微小的絮体携带沉降。胶体粒子的大小变化对其稳定性有很大的影响很大，当颗粒较大时，由于质量与表面电荷的比也大，因此它不会具有足够的表面电荷来造成粒子彼此间的排斥力，而粒子颗粒越小，其质量与表面电荷的比越低，因之表面电荷有足够的相互排斥力，阻止凝集现象发生。因此加入有机高分子絮凝剂可形成粗大颗粒，能帮助其絮凝，絮凝过程中主要是吸附、架桥和卷扫作用。3．2．4聚丙烯酰胺(P棚)用量的影响高分子絮凝剂的投加能够提高絮凝效果，但是投加过量，很容易造成胶体的再稳。为此取废水1和废水2为100ml，分别加入O．5ml和O．6m1复合药剂，改变聚丙烯酰胺用量，研究不同聚丙烯酰胺用量对废水的处理效果的影响，选择较佳的聚丙烯酰胺投加量。100弱∞辞晦髀畿瑚粕7570衢0．10203聚丙烯酰胺用量(州)图3—5PAM量对废水l处理效果的影响图3—5和图3—6很好的反映了PAM投加量对废水处理效果的影响，开始加入PAM时，废水的COD。，去除率都有明显的提高，当投加量超过0．2ml时，随着投加量增加的，废水的coD。，去除率却无明显的改善。而整个PAM投加过程中，废水21 硕士学位论文第三章混凝沉降试验1∞9590爨一85料凿稍807570帕0S0∞005010015020025030035040045聚丙烯酰胺用量(mI)图3—6PAM量对废水2处理效果的影响色度和浊度的去除率有一定的提高，但变化不明显。这是因为PAM的分子链很长，这就使它能在两个粒子之间架桥，一个分子能同时吸附几个粒子，使它们拉在一起形成粗大絮凝体，较快沉降。沉降的速率取决于絮凝剂的浓度和悬浮固体的浓度。如果高分子絮凝剂的投加量过多时，胶体微粒就被若干高分子链包围，造成胶体表面饱和产生在稳现象，阻碍絮体沉降，造成沉降量大等后果。因此在废水处理中，PAM的投加量不能过多，100ml的废水中PAM的量不应超过O．3ml。32．5pH值的影响通过无机复合药剂LFM和有机絮凝剂对洗染废水的处理试验发现，无机和有机絮凝剂复配使用时，废水的处理效果较好，沉降速度也有一定地提高，无机和有机药剂存在多种离子，这些离子的电离与溶液的pH值关系密切。分别取100ml废水样1、废水2，调节pH值后，加入浓度为lO％的无机复合药剂LFMO．5m1，浓度为O．199％的PAMO．2ml，研究不同的pH值时废水的处理效果，以确定混凝反应中最佳的pH值。由图3—7和图3—8可以看出，开始随着pH值的升高，废水的处理效果逐渐变好，可是当溶液的pH值超过10以后，废水的处理效果却有所下降。这是因为pH 硕士学位论文第三章混凝沉降试验孚一静篮粕辞一瓣餐时681012废水pH值图3—7pH值对废水l处理效果的影响681012废水DH值图3—8pH值对废水2处理效果的影响值较高，无机复合药剂LFM水解生成难溶物Al(0H)。和Fe(OH)s反而降低了去除效果。故pH值在8．5～10之间较好。对于无机絮凝剂来说，pH值对其絮凝作用有很大的影响。pH值不同，无机复合药剂LFM生成的水解产物形态不同。其中三价金属铝离子在水中的存在形态是带有6个结晶水的A1(H：o)63+，当pH值小于4时，这种水合离子是水中存在的主要形态。如pH值升高，水合离子就产生结合水的水解∞驰驰¨蛇∞驰拍¨跎∞n邝¨他∞聃脯“ 硕士学位论文第三章混凝沉降试验过程。生成各种羟基铝离子；如pH值继续升高，则其水解就继续进行，最后生成氢氧化铝的沉淀物，其主要反应为：Al(H扣)63+_[Al(0H)(H。0)。]2+——————’[Al(OH)：(H。O)。]+———+[Al(0H)(H：O)。]2‘+H+[A1(OH)。(H：O)。]++H+[A1(O}{)。(H20)。]+H+如离子的羟基离子增多，pH>4则在各离子羟基之间发生架桥粘接(或称羟基桥连)，可生成带正电的多羟基络和物：2⋯均c飓叫一Ⅻz。kA<>㈣。潮“心喝。如进一步交联，则又可生成[Al。(OH)。(H：0)，。]5+以及[A1。(OH)．。r，[Al。(0H)。；r等。pH继续升高时，溶液会平行交错进行两类反应：(1)羧基桥联的络合反应，使生成物Al核数目和电荷数目不断增多当溶液pH更高时，上述两类反应(属于无机高分子缩聚反应范畴)继续进行，缩聚反应结果，生成A1核数目无限多而电荷为零的氢氧化铝难溶沉淀物。铁(III)离子在水溶液中通常是以水合配离子形式存在，在强酸性且不含强配位性阴离子的溶液中，形成六水配合的配离子[Fe(H：0)。]3．，温度适中时，[Fe(H20)。]3+迅速发生水解、聚合、沉淀等一系列反应，水解形成的铁(III)单体迅速形成初聚体或晶核，继而聚集生成更大的多聚体形态，形成三维的无限网络固相结构，并随熟化过程的延长，这些初步形成的固相逐渐经溶解一重结晶机制转化成更为稳定的晶相结构。连续水解反应可表达为：Fe(oH)，(H。0)，+H。O=Fe(OH)。(H：O)：。+H。0+ 硕士学位论文第三章混凝沉降试验水解生成的铁单体配合形态强烈地趋于聚合，最简单的缩聚反应为：2[Fe(0H)(H。0)。]2+=[Fe(OH)。(H。0)。]+十2H：O该二聚体平衡常数K达到1．46，具有显著的稳定性，能大量存在于浓度高于10～m01／L的Fe(III)溶液中。在铁的二聚体中，两个铁离子可能以两个羟桥方式连接，如图3—9所示。●伽·ROH毋■超化匀c∞叫：净啪k10¨热图3—9二聚铁配离子的形态结构图因此废水处理中应严格的控制其pH值，使铝、铁离子水解生成带较多电荷具有强吸附作用的羟基铝离子，使处理效果达到更好。3．2．6搅拌时间的影响胶体的混凝速度不但取决于胶体的脱稳速度，而且取决于胶体间的接触碰撞率。为了提高胶粒碰撞几率，加速胶粒之间的接触碰撞，使反应能够快速充分地进行，需要进行搅拌。为获得适宜的搅拌时间进行下列实验：将六份looml废水样1和废水样2调节pH值，依次加入无机药剂O．5m1，用JB50—D型增力电动搅拌机进行搅拌，然后加入PAMO．1ml以考察搅拌时间的影响。由图3一10和图3一11可以看出搅拌时问从Omin增加至5ii】in，废水的coD。，去除率处理有较明显的改善，脱色效果和浊度去除率基本不变。长时间搅拌不仅浪费时间，增加能耗和处理费用，因此搅拌时间选取为3～5分钟。造成胶体颗粒碰撞的主要原因是布朗运动、水流速度差及水流紊动性。整个混凝过程分为异向絮凝和同向絮凝。由异向絮凝造成的颗粒总浓度随时间的变化率JPK和同向絮凝造成的颗粒总浓度随时间的变化率joK的关系式为：Jo。：匝￡JP【2解Ⅳ——液体粘度d——胶粒直径 硕士学位论文第三章混凝沉降试验989e9492琶90静88强稍8e84828078辞一瓣髓粕5"O"5搅拌时问(min)图3—10搅拌时问对废水1处理效果的影响51015搅拌时间{m，n)图3．“搅拌时阔对废水2处理效果的影响。一速度梯度K——常数T——绝对温度由此可见，胶粒的碰撞是以异向絮凝还是以同向絮凝为主，主要取决于胶粒粒径和速度梯度，但粒径的影响较大。就整个混凝过程而言，微小颗粒一般总是先进行异向絮凝(通常在混合阶段)，待粒径增大后，随即进行同向絮凝(反应的∞吖∞帖¨”驼引∞觞¨盯¨昭“盼蛇引∞ 硕士学位论文第三章混凝沉降试验阶段)。混合时短时间的剧烈搅拌能使混凝剂与废水达到快速、均匀的混合，提高絮凝效果。但是在同向絮凝之后继续搅拌，对于已经架桥絮凝的胶粒，架桥聚合物可能从另一胶粒表面脱开，重又卷回原所在的胶粒表面，造成再稳定状态，因此混凝过程中搅拌的时间不能过长。3．3助凝助沉试验通过前面几组实验，确定了混凝剂及其反应适用的口H值范围，但试验发现沉降速度比较慢，沉降体积较大。为此，本文选择助凝剂以加快沉降速度，减小沉降体积，改善絮体结构，提高沉渣的过滤性能。通过对几种助凝助沉剂进行比较研究，筛选出最佳助凝剂及最佳用量。3．3．1助凝剂的选择分别取废水200m1，调节pH值在9～10之间，分别加入O．49焦炭，硅藻土等几种助沉剂，加入复合药剂lml，快速搅拌3min，然后将全部废水倒迸沉降柱中，记录沉降体积，同时测定沉降后上清液的有关参数，选择合适的助凝剂。表3—3不同助凝荆的处理效果由图3—12可知，加入助凝剂后沉降速度显著加快，沉降体积缩小，可有效缩短处理周期，提高效率。活化粉煤灰(加入一定量药剂活化处理)、焦炭和硅藻土对沉降速度影响差不多。从表3—3可见看出活化粉煤灰，焦炭和硅藻土对废水的处理效果都有一定的改善，这是因为这些助剂均为多孔性物质。孔隙率高，比表面积较大，表面能高，具有较强的吸附能力，经过活化后的粉煤灰表面活性增大，内部孔隙率比较丰富，吸附能力就更强，对废水处理效果改善也最大。同时鉴于粉煤灰是电厂生产过程中的废料，用活化粉煤灰做助凝助沉剂，既利用了废物，又解决了实际问题，工程实践上很有意义，故选择活化粉煤灰为助凝剂。27 硕士学位论文第三章混凝沉降试验5040世i30_|匾鞋餐z。聪10468"O1214沉降时间(mln)图3-12不同助凝剂的助沉效果活化粉煤灰为球状和蜂窝状颗粒．颗粒表面有大面积的洞穴和深孑L，其孑L径大部分小于30um，它们的形成是在高温气流中冲破表面或内部气体膨胀冲出时所致。活化粉煤灰表面积大，多孔，且具有一定的活性集团，其吸附作用主要包括物理吸附和化学吸附两种。活化粉煤灰与废水颗粒间通过分子间引力产生吸附，其吸附作用受其多孔性及比表面积决定。物理吸附特性首先是吸附时粉煤灰表面能降低，放热，故在低温下可自发进行：其次是无选择性，对各种污染物都有一定的吸附去除能力。粉煤灰存在大量Al，si等活性点，能与吸附颗粒通过化学键发生结合。化学吸附特点是选择性强，通常为不可逆。在通常情况下，上述两种吸附作用同时存在。活化粉煤灰对胶粒的吸附包括三个连续的过程。第一为颗粒外部扩散过程，颗粒由溶液扩散到活化粉煤灰表面；第二为孔隙扩散过程，颗粒在活化粉煤灰孔隙中继续向吸附点扩散；第三为吸附反应过程，颗粒被吸附在活化粉煤灰孔隙的内表面。吸附速率是由第二过程即孔隙扩散阶段控制，而细颗粒的孑L隙扩散速率较快，所以总的吸附速率也较快，因此越细，达到吸附平衡的时间越短，混凝试验中选取粒径为100um以下的活化粉煤灰。3．3．2助凝助沉剂最佳用量的确定在助沉助凝试验中，助沉剂的投加量过多时，助沉效果不会再明显提高，却会增大沉降体积，因此助沉剂的投加量有一较佳的范围。此列试验均取废水200m1，通过调节之后pH值，分别加入不同量的活化粉 硕士学位论文第三章混凝沉降试验煤灰和其他药剂，搅拌后倒入沉降管内，记录1min，2min，3min，5min和7min的沉渣高度，如表3—4所示，以确定合适助沉剂的投加量。表3—4废水污泥沉降数据表3—4结果表明当助凝助沉剂的加入量为0～0．69时，随着加入量的增加，1～7min时刻的沉降比呈降低状态，但超过O．69后l～7min的沉降比却呈上升趋势，这是由于助凝助沉剂的加入在混合液中存在两种相反的作用力，助凝助沉剂的加入一方面使得等速、变速沉降层污泥颗粒沉降速率增加。另一方面，过量的加入也使得压缩区污泥体积增大，两种相反作用力效果相当处，即产生了转折。如果助沉助凝剂加入过多，不仅对沉降效果无改善，同时会增加后段过滤过程的负担，综合经济等因素，选择助沉剂的加入量处为O．2～O．39／100ml废水。3．3．3最佳助凝助沉剂的沉降与过滤效果图3—13比较了是否添加助沉剂的沉降曲线，由图看出，沉降渣面到达沉降曲线拐点所需时间由原来的27min缩短到4min左右，最终沉降渣高度由14．75cm下降到5cm，渣的体积由原来的29．5％减少到10％。沉降速度有大幅度提高，沉降固体体积大大压缩(如图3一14所示)，这为生产能力的提高和改善过滤效果提供了有利基础。另外，由图3一15看出，加入助凝荆后，絮团的结构有了明显的改善，由原来的细小变的较粗大。 硕+学位论文第三章混凝沉降试验50苫403莲30宣世20蛙1。0101520时间(啊n)图3一l3有无助沉剂的沉降曲线(左：无助凝剂右：有助凝剂)图3—14有无助沉剂时沉降效果对比图30 硬士学位论文第二二章混凝沉降试验(左：无助凝剂也：有助凝剂)图3一l5有无助沉剂时絮团的比较为了考察加入助沉降剂后沉淀渣的过滤性能，本文在恒定条件li用真空抽滤方式比较了抽滤l()(】111l悬浮液所需时间和滤饼含水量，结果(如表3_5所示)表明：加入助沉剂后抽滤时间由l47秒降至70秒。滤饼的含水量山89．2j％降低到8()．：36％．下降了近10个百分点。这是由于污泥中混杂了部分活化粉煤灰微粒，增大了滤饼的孔隙率，改善了污泥的过滤特性，降低污泥比阻，减少滤饼量禽水量。袁3—5有无助沉剂污泥的过滤性能比较处理方法废水量抽滤所需时间湿滤饼量丁渣量(1111)无助沉剂I(jil有助沉剂J0()J477(1fK)(g)1．0：{：{()．¨I滤饼含水毓(o“)强{．253．4最佳工艺条件的确定34．1正交l}式验以上采用为单因素实验，考虑到冈素问町能存在交互效应．本文采用正交表l。(："，设计了三水平四因素正交实验，选择川值，活化粉煤灰罱，无机药剂最，mM量为主要考察因素，并在以上单因素试验结果基础上选择合适水、F范围(见表：{一6和表：j一7)，采用(：0D。为评价指标。 硕士学位论文第二章混凝沉降试验查!：!芝曼垒塾型蠢————⋯⋯闲素p¨值洒化粉煤灰量(g)复合鹊荆量(m1)PM鞲(m1)水平8～()9～1010～ll(】2f】：{010．2()4060()50j5()25表3—7正交设计表表：{_7中各列的数字】，2，3分别代表该列所填因素的相应水平，而每行就是一个试验方案。例如，第4行就是第4号试验，其试验条件是A：瞰：n。即幽索^取2水平^：，依次类推。根据极差R¨这行数据可知，第一列最大，第四列最小。这反映了因素^水平变动时，指标波动最大，因素D水平变动时，指标波动最小。由此根据极差大小排出因素的主次：c>^>l{>i)。由因素影响大小选出较好的反应条件是A!B!(：?吼，结合实际情况确定最佳工艺条件：f：J¨值9～l()，加入复合药剂为o．4～o．6kg／m。，聚丙烯酰胺为3～49巾I‘，活化粉煤灰2～：{kg／m‘。这与单个因素的最优条件也较符合，故最终定为实验方案。 硕十学位论文第三章混凝沉降试验3．4．2最佳工艺条件试验在最佳工艺条件F，选取几个服装洗染厂废水进行试验，处理后洗染废水的色度和浊度的去除率均达到比较满意的结果(如图3一16所示)，c()D。，基本上二达到国家二级排放标准，具体的试验数据如表3—8所示。后续采用吸附过滤使其完全达到国家二级排放标准。表3—8最佳工艺条件下处理试验(从左至右依次为蒸馏水，处理水和原水)图3—16三水样对比图3．5机理探讨(1)无机复合药剂"M的机理探讨无机复合药剂LIiM的形成过程大致为；水解铁镁铝首先通过羟基桥连成二聚体或互聚体等低聚物，且这些低聚物只有边边连接的八面体形态结构存在。第二步则形成水氧桥，大型高分了聚合物的形成足通过水氧桥连接的。其可能的结构 硕十学位论文第i幸涅凝沉降试验如图：{一17所示。rH，oHlI．()睦卜驾诞一幺1)11为聚合体链节中的羟基数；2)实际结构可能并非均聚因3—17复合絮凝女4的桥连结构无机复合药剂1．FM中最稳定的结构形态·叮以用核环模型柬表达。它是由十二个六配位八面体的铁铝原子围绕。个四配位的镁原子通过羟基桥键和水氧桥键的结合而形成“核环”状稳定形态结构的。经理论计算其粒径为1．1()Ⅲ％模型特征如图：{～18所示。铲水分子；．_砌n图3一l8复合絮凝剂结构模型特征示意图无机复合药剂¨iM存在形态可分为A1}-(单体和低聚物)弓№，、A⋯(高聚物)与Feb、A1c(溶胶念)’jI?cc三类，但其组成和结构区别于单一型无机高分子絮凝剂。合适碱化度(Bn为(1．：{0～0，40)的无机复合药剂】．rM溶液中，絮凝剂分子主要以带有高电荷量的有效絮凝彤态川、与Feh以及单体形态的形式存在。当适量的复合絮凝剂投加到悬浊体系中之后，迅速发生水解吸刚，带有高正电荷的絮凝形态压缩所加体系的双电层，并使所带负电荷的悬浊体系颗粒得到电中和脱稳、聚结、架桥形成较大颗粒并发生卷扫作用沉降下柬。而U复合絮凝剂中m于镁的参与，单体形态的镁离予半径小，扩散迁移到固／液界11；『i的速度叩1lIl一甲斗岫冀一㈣／j～№、，，。 硕士学位论文第三章混凝沉降试验快．使絮凝剂微粒与胶体颗粒间距变小，压缩双电层和电中和作用增强，脱稳、聚结、卷扫等作用增强并加快。同时复合絮凝剂的有效絮凝形态粒径为1．40nflI，属于纳米材料，具有纳米材料的特异性能。其絮凝作用过程及可由图3—19表示。鼍一值AIkIkb■pII值——一n(Am．Ftb)鹭傩嘲。一o—串轴僵■艇●图3—19复合絮凝剩的絮凝作用机理示意图无机复合药剂LFM的絮凝机理可概括为四个步骤：1)絮凝剂投加到水体后，形态较为稳定，以带正电荷的聚合念和单体为主。由于镁的参与及有效絮凝形态的纳米效应，使得这两类形态能迅速地扩散迁移到胶体颗粒表面。2)这两类正电荷形态对胶体双电层都有极强得压缩作用，使得胶体‘电位降低。同时，正电荷得聚合形态对负电荷得胶体颗粒具有强烈的吸附作用，吸附在胶体颗粒表面，中和并降低表面负电荷，引发胶体颗粒相互间的聚集，导致其脱稳或适当脱稳。3)吸附在胶体颗粒表面的正电荷聚合形态进行化学结构的重排。4)脱稳或适当脱稳后的胶体颗粒在正电荷聚合形态于胶体颗粒表面发生化学重排时，开始聚结、凝聚，聚合体进一步在凝聚颗粒间粘结架桥，从而使颗粒变大而下沉，同时发生卷扫絮凝作用。(2)粉煤灰处理废水机理粉煤灰是一种多孔性松散固体集合物。其真密度为2000～2300kg／m3，堆积密度为550～658kg／m3，孑L隙率一般为60％～75％。粉煤灰单体由SiO。，AL。0。，CaO．Fe。03，FeO和一些微量元素、稀有元索组成的海绵状和空心球状的细小颗粒，单个粉煤灰颗粒的粒径为2．5～300um，平均几何粒径40“【【【。粉煤灰的比表面积较大，一般为2500～5000cm2／g。由于粉煤灰的比表面积较大、表面能高，且存在着许多铝、硅等活性点，因此，它有较强的吸附能力。吸附包括物理吸附和化学吸附。物理吸附效果取决于粉煤灰的多孔性及比表面积，比表面积越大，吸附效果越好。化学吸附主要是由于其表面具有大量si—O—si键、Al—㈣ll键与具有一定极性的分子产生偶睃 硕士学位论文第三章混凝沉降试验极链的吸附，或是阴离子与粉煤灰中带正电荷的物质之间形成离子交换或离子对的吸附。粉煤灰表面活性基团对阴离子A‘的吸附作用方程可描述为：》_o+如。一》卸吲佃qQ芦_o喝++A-—+>A-o_H2+／A_Qa(M代表Si，A1，Fe，Ca等)除吸附作用外，粉煤灰在水处理中还可以发挥凝聚、助凝和沉淀作用(1)粉煤灰中铝等离子与水溶液中胶体颗粒发生吸附电中和作用从而使污染物凝聚，随着用量的增加，还可起到吸附架桥作用和网捕卷扫作用。(2)粉煤荻为絮凝过程提供凝结核，加速絮体成长，且粉煤次本身比重较大因而加速絮体F沉而起到助凝作用。(3)在水溶液中，粉煤灰中铝、铁等离子的水解产物可与重金属离子发生化学沉淀作用。由于实际处理过程中污水性质及处理工艺等因素不同．粉煤灰的各种作用会体现出不同优势。3．6结论(1)本文研究了洗染废水混凝沉降物化处理方法。对其工艺条件和影响因素进行了研究，考察了pH值．混凝剂用量，搅拌时间及助沉剂等对废水处理效果的影响，通过正交试验得出最佳工艺条件：沈染废水pH值9～10，加入复合药剂为O．4～0．6kg／m3，聚丙烯酰胺为3～49／m3，活化粉煤灰2～3kg／m3，搅拌5min，经絮凝沉降后，COD；，的去除率约为80％，色度的去除率约为98％，浊度去除率约为96％，处理后水质能达到国家二级排放标准。(2)本文采用活化粉煤灰，焦炭，硅藻土做助沉剂，结果表明它们在洗染废水的混凝处理中都有一定的助凝助沉效果。最终选用活化粉煤灰做助沉剂，改善絮团结构，加速沉降。使沉降时间由27min缩短到4min左右，渣的体积由原来的29．5％减少到10％。同时增大了滤饼的孔隙率，改善了污泥的特性，抽滤时间由过去的147秒降低至70秒，有效的提高了过滤效率。(3)论文结合实验结果对无机复合LFM形成和絮凝作用机理及粉煤灰的作用机理进行了探讨。 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨4．1引言在絮凝助沉处理洗染废水的试验中，助沉剂的使用有效地加速了沉降，但是洗染废水中含有大量的表面活性剂，软化剂，硅油以及打磨碎屑，这些表面活性剂容易起泡，絮凝沉降后，絮团较轻，沉降速度慢，另外试验观察发现：絮凝沉降后仍有小量絮团漂浮在水面。为此，本文从另一角度，研究采用絮凝电解气浮的方法：向水体加入絮凝剂后，利用电解产生的微小气泡，使絮团上浮以达到去除悬浮物的目的。本文设计采用间歇式和连续式两种电解气浮装置，研究不同电解材料、电解电压、流量等因素对气浮效果的影响。4．2间歇式电解气浮法4．2．1间歇式试验装置试验主体设备为气浮柱，采用巾42×360m有机玻璃管加工制做。下部插入两个巾8×20啪的石墨电极，电极间距为20哪，采用稳压直流电源供电。整个装置及流程见图4—1。废水加入药剂混凝反应后从装置上部进入气浮柱，接通电源电解废水，两端电极放出气体。电解产生的气泡由下而上浮起，在上升过程中就会和废水中所含悬浮物进行反复碰撞接触并相互粘附，将悬浮物带至水面而达到分离的目的。图4一l间歇式电解气浮装王围出清水 硕p}位论文第四章电解气浮技术应J_|j在洗染废水处理中的初步探讨图4—2间歇式电解气浮实物图422试验结果分析与讨论(1)I包门!对气浮效果的影响分别驳200m1的洗染废水，加入混凝药剂后进入气浮柱，p}【为中性，在：其它条件不变的情况下，通过改变电解电压，研究电压对处理效果的影响，寻找较f台11的气浮电压值。结果如表4一l所示。表4—1电解电压对气浮效果的影响 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨从表4一l可以明显地看出，电压较低时，气泡生成速度慢而且粒径小，与絮体相粘附后，其重力增大超过了气泡的浮力，不能继续上浮，致使水中悬浮物几乎没有去除效果。随着电压的增大，溶液间的电流相应的增加，电解速度加快，产生气泡快而且数量多，气浮效果逐渐变好，气浮时间也相应缩短，但是电压达到一定值后，气泡产生过快，使上层污泥不易达到稳定，同时电耗也增大。故电解电压应控制在8～12伏。(2)气浮装置中的辅助材料在实际的气浮试验中，由于石墨电极的截面积较小，产生的气泡比较集中地分布在电极上，会造成整个气浮柱内气泡分布不均匀的现象，影响絮体的上浮。考虑采用在电解的负极配备一定的辅助材料，以起到分散气泡的作用。本文选用铝，铜，铁三种比较常见的导电材料进行试验。表4—2辅助材料铝对气浮的影响从表4—2，表4—3可以看出，当在电解的负极安装铁或铝辅助材料时，相同的电压下，电解电流明显增大，悬浮物上浮所需时间也明显缩短。当辅助材料为表4—3辅助材料铁对气浮的影响 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨铝片时，电解中易在铝片的表面形成较大的气泡，当大气泡上升到液柱的上层时，会对上层的污泥产生较大的冲击，造成污泥的不稳定。试验中发现当在电解的负极安装铜片时，电压9伏，气浮时间反而需要6．5分钟，这是因为铜片表面极易氧化．而且生成的小气泡易集结在铜片表面不上浮，从而影响到气浮的效果。考虑到铁比较廉价，而且用铁丝做成多环状时，对气泡的分散效果很理想，所以选择细铁丝为辅助材料。(3)阳极材料的改变为了能进一步净化废水，提高处理效率，考虑把阳极的石墨电极用铁或铝电极代换。在外电压作用下，利用可溶性阳极(铁或铝)产生大量阳离子，对胶体废水进行凝聚，同时在阴极上析出大量氢气微气泡，与絮体粘附在一起上浮。它是基于下面的基本电化学反应(以铁电极为例)。当铁电极上通直流电时，电极反应如下：阳极(氧化)F。e——-Fe2++2eFe—+Fe3++3e阴极(还原)2H20+2e——-．H2+20}r总电极反应Fe+2H20—+Fe(OH)2+H24Fe+lOH20+02——．．4Fe(OH)3+4H2电解气浮过程中污染物去除主要包括4种作用：氢氧化亚铁和氢氧化铁絮体表面的络合作用、静电吸引作用、化学调整作用和絮团上浮。此外．电解氧化时，有机物可产生C0：。氯化物可产生Cl。，可以达到去除有机物的目的。电解是氧化、还原、中和、凝聚几种化学反应和物理变化的综合作用，可大大提高污水净化效果。表4—4阳极为铁的电解气浮作用 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨表4—5阳极为铝的电解气浮作用表4—6不同材料的电板对废水处理效果的影响将表4—4，表4～5的数据同表4—3的数据进行比较，可以看出电解的阳极改为铁，气浮基本完毕所需时间缩短至4分钟左右：电解的阳极采用铝电极时，气浮基本完毕所需时间有了一定的增长，同时因为铝相对来说比较活泼，试验电解速度较快，产生大量细小的氢氧化铝，一定程度上使水的浊度有所上升。由表4—6可知采用铁或铝作阳极比石墨作阳极，出水coD。，的去除率下降了3～4个百分点。综合考虑实用性、经济性等诸多因素，本文决定选用铁作阳极。4．3连续式电解气浮法4．3．1连续式试验装置设备主体为285×93×15哪的长方形有机玻璃槽，内有六块隔板，隔板高为110岫，每块隔板相距约35mm。有机玻璃槽下面装有4对电极，电极间距为50哪，采用稳压直流电源供电。4l 硕-}：学位论文第四章电解气浮技术应州在洗染废水处理中的初步探时图4～3连续式电解气浮装置图图4～4连续式电解气浮实物图出清水如图4—3所示，经混凝处理后的废水先进入第一室进行初步沉降，然后流入第二室，在该室内水从装置上部进入，入流方向向下，而该室底部电解产生的微小气泡与絮凝的悬浮物相互粘附后上浮出水面，达到分离悬浮物的目的。废水}_}=|上而下流过，电解产生的气泡则由下而上浮起，这样气泡在上升过程中就会和下降废水中所含絮体进行反复碰撞接触，延长了接触时间，增多了相互碰撞机会和次数。然后废水相继进入第三室、第四室、第五室，继续进行气浮。经过第五室处理后，已净化的水从气浮装置中排出，上面的污泥经收集后排出电解槽。 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨4．3．2电解电压与流量本文经过初步的试验。考察了电压同废水流量(处理量)的关系，如表4—7所示。表4—7不同电压下的水的流量由表4—7数据可以看出，电解电压增大，废水的最大流量也随之增加，但是电压超过1l伏后，废水的最大流量增加不明显，所以连续式电解气浮法的电压不需要太高。电解电压一般控制在8～11v，电能消耗约O．08度／m3，能耗较小。4．4混凝～电解气浮处理洗染废水试验在考察电解气浮各影响因素的基础上，采用混凝一电解气浮流程处理洗染废水，其中电解气浮选择石墨作阴极，铁作阳极，采用连续电解气浮装置，pH为中性，电压控制在11伏。具体的试验数据如表4—8所示。表4—8混凝一电解气浮流程处理试验由表4—8可知，洗染废水经过混凝一电解气浮处理后，COD。，的去除率可达到87％，色度的去除率达到98．8％，浊度的去除率达到97．5％，出水水质可以完全达到国家二级排放标准。电解法产生的气泡尺寸远小于溶气法和散气法产生的气泡尺寸，不会产生紊流。此外电解法还有氧化、脱色、杀菌等作用，能够迸一步改善水质，其流程对废水负荷变化的适应性强，而且占地少，不产生噪音。 硕士学位论文第四章电解气浮技术应崩在洗染废水处理中的初步探讨4．5电解气浮机理探讨4．5．1气泡与絮体的吸附(1)气泡与絮体粘附的条件从图4—5可以看到，液体表面分子所受的分子引力与液体内部分子所受的分子引力不同，表面分子所受的作用力是不平衡的，这不平衡的力有把表面分子拉向液体内部、缩小液体表面积的趋势，这种力称为流体的表面张力。要使表面分子不被拉向液体内部，就需要克服液体内部分子的吸引力而作功，可见液体表层分子具有更多的能量，这种能量称表面能。疏水篱蠲温木图4—5不同悬浮絮体与水的润湿情况在气浮过程中存在液、气、絮体三相介质，在各个不同介质的表面也都因受力不平衡而产生表面张力(称界面张力)，即具有表面能(称界面能)。界面能量E与界面张力的关系如下：E=口×S式(4一1)式中：o——界面张力系数S——界面面积气泡未与絮体粘附之前，悬浮物与气泡的单位面积上的界面能分别为ot—n×1和o$^×l，这时单位面积上的界面能之和E。为：El=a木—段+o水一气式(4—2)当气泡与絮体粘附后，界面能缩小，粘附面单位面积上的界面能E：以及其缩小值△E分别为：式(4—3)式(4—4)气粒O一气水O牲术^O拉=：己也E0BllE△ 堡主堂堡墼一第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨这部分能量之差为挤开气泡和絮体之间的水膜所作的功，此值越大，气泡与絮体粘附得越牢固。水中的悬浮絮体是否能与气泡粘附，与水、气和絮体间的界面能有关。当三者相对稳定时，．三相界面张力的关系式为：o乖．董=o承一气cos(180。一o)D幕一气+a幕一气式中：o——接触角(也称润湿角)式(4—5)代入式(4—4)得：△E=o木一气(卜cose)式(4—6)式(4—6)表明，并不是水中所有的污染物质都能与气泡粘附，是否能粘附与该类物质的接触角有关。当e—O时，cose—l，△E—O这类物质亲水性强，无力排开水膜，不易与气泡粘附，不能用气浮法去除。当。一180。时，cose一一1，△E一2o女却这类物质疏水性强，易与气泡粘附，宜用气浮法去除。(2)悬浮絮体与气泡的粘附方式悬浮絮体与气泡都具有一定的疏水性，有相互吸附而降低各自表面能的倾向，在一定的水力条件下，具有动能的微气泡与悬浮絮体进行碰撞而粘附(图4—6)，碰撞次数越多，粘附得越牢固。图4—6絮体与气泡的粘附图微细气泡与悬浮絮体的粘附形式主要有气絮体吸附、气泡顶托和气泡裹夹见图4—7所示。45 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨气体在絮体寰商析出浮升气抱于絮体磋擅．气絮体的吸附上舟的气泡爨r～帮no沙～浮升气泡。w8曼浮群体了判浮拜气泡蒌挟到繁糖俸中或絮凝体衰面的气渔狲国稃升气j乜气池c气泡裹央图4—7微气泡与悬浮絮体的三种粘附方式4．5．2双层结构模型(1)电极与溶液界面的电位差在电解气浮中，电极与溶液界面上存在三种双电层，即：a离子双电层及其电位差它是由于离子在两相之间的转移或外电路向界面两侧充电产生的剩余电荷(离子或电子)形成的，这两种电性相反的电荷分别集中于界面的两侧。b偶极双电层及其电位差由于金属或溶液界面层中偶极子的定向排列产生的双电层，它分布在一相。不论界面情况如何，它总是存在的。水分子是液相中最常见的偶极子。c吸附双电层及其电位差由于离子在电极表面的吸附产生的双电层，也分布在一相(溶液相)。(2)电极与溶液的双层结构电解废水中电极与溶液界面的结构可简述如下：a由于静电作用和离子的热运动，离子双层具有双重性，即分散性和紧密性。在金属电极一侧，由于其电导率很高，全部剩余电荷集中在电极表面。而在双电层的溶液～侧则分为两部分：一部分是紧密层，它由距电极表面的一个水化离子半径处的剩余电荷组成，厚度约为几个A；另一部分为分散层，是距电极表面较远的具有剩余离子电荷和电位梯度的液层，其厚度随电极表面的剩余电荷密度，溶液浓度和温度变化，在溶液较稀和电极表面电荷密度高时，则其厚度减小，甚至可以忽略，即分散层不存在。图4—8表示这一结构。 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨e裔eVr，J√／f；＼1”再．7‘＼I一‘d—■-图4—8电极与溶液界面的结构及电位分布b紧密层的结构取决于两相中剩余电荷接近的程度．并与离子的水化程度有关。对于无机阳离子(如Fe”)。水化程度高，其四周具有完整的水化膜，因而离子不可能直接吸附在电极表面，紧密层则较厚，常称为外紧密层；反之，无机阴离子水化度较低，失去水化膜，则直接吸附在电极表面，形成很薄的紧密层，成为内紧密层，这时又成为特性吸附．如图4～9所示。紧密爱平蕾素膏层平面图4—9内、外肾密层示意图c分散层是由于离子热运动引起的，其厚度及电位分布只与电解废水浓度、温度、电解质的价态及分散层中剩余电荷密度有关，而与离子个性无关。47 硕士学位论文第四章电解气浮技术应用在洗染废水处理中的初步探讨d设电极与溶液界面的电位差为钆，它分为两部分，即分散层电位y。和紧密层电位钆一¨，如图4—8所示。分散层电位(¨)表示反应粒子在电化学反应前具有的能量，任何改变帆的因素，都可能影响电极反应的速度。4。5。3电解气浮过程中两极反应机理(1)阴极反应机理’电解气浮过程中整个阴极电极反应包含以下三种步骤：a电化学步骤H+(或H。0)+e—M—H(吸附的氢原子)b复合脱附步骤M—H+M—H—H2c电化学脱附步骤H+(或H20)+M—H+e—H：(2)阳极反应机理电解气浮中选用铁作为阳极材料，电解中铁正常溶解，即其阳极氧化速度随极化增大而提高，在一定区间呈现Tafel半对数关系。这一过程包括以下步骤：a铁晶格的破坏，生成吸附态金属铁原子b电子转移Fe—Fe”+2e或Fe—Fe3++3ecFe9，Fe3+的水化或络合d反应产物向溶液内部疏散或变成固态物Fe(OH)：或Fe(OH)。4．6结论(1)采用混凝一电解气浮处理洗染废水，电解能产生大量均匀微小气泡，将絮凝物浮上水面，不产生紊流，过程简单，对流量变化的适应性强。经该法处理后，cOD。色度和浊度的去除率可分别达到87％、98．8％和97．5％，出水水质可以完全达到国家二级排放标准。(2)试验对不同电极材料进行了考察，结果表明，采用铁为阳极最为理想。试验对电压、电流等影响因素进行研究，结果表明，电解电压应控制在8～11v，pH为中性。在该条件下，电能消耗约O．08度／In3废水。(3)对电解微观机理进行了探讨，在电解过程中，产生新生态的氧气对水体中染料及一些高分子有降解作用，能提高废水的可生化性。电解中产生的氢氧化亚铁和氢氧化铁有一定絮凝作用，可降低废水的COD。使废水得到进一步的净化。 硕士学位论文第五章洗染废水处理工业化试验为了检验方法的可靠性和实用性，本文在株洲洗染厂进行了工业化试验。工业化试验包括简单物化法工艺以及物化一生化法结合工艺。5．1物化混凝处理工艺株洲xx洗衣厂是从事以休闲服装及少量牛仔服的漂洗、染整为主的小型洗衣厂，每天产生约300吨废水，废水指标：cOD。，400～looOmg／L．，BODslOO～300，pH3．5～5，色度200～500，位于闹市区，用地较紧张。根据厂方实际情况及废水性质，本文采用物化混凝处理工艺。其废水处理工艺流程和设备流程如图5—1和图5—2所示图5—1物化法处理洗染废水工艺流图外排l、集水槽2、泵3、碱加药罐4、助沉剂加药罐5、复合药剂加药罐6、PAM加药罐7、z型反应槽8、连续沉降槽9、板框压滤机lO、过滤器图5—2物化法处理设备流程图49 硕十学能论文第无章洗染废水处理l：业化试验5．2．物化法处理工艺说明(【)污水经格栅机滤去较大的固体漂浮物，然后流入体积为100m4集水池，在集水池内能充分混合使废水水质稳定，并使一些悬浮物沉淀。(2)集水池的废水经过泵输送至z型反应槽，加药罐加入各种药剂与废水反应，在微碱性条件下快速混合，生成微絮体，微絮体互相碰撞凝聚，然后进入锥形浓密沉降槽沉降，上清液经过滤后回用或外排。(3)沉降槽的污泥送入泥斗进一步浓缩，然后经板框压滤机压滤外运。图5—3物化法处理现场图5．3物化法处理效果该工程建成并投入运行，株洲市环保局对该系统进行多次检测(原水和处理后水质变化见表5一1)，表明该系统具有工艺简单，操作方便，废水经过处理后完全能达到国家二级排放标准。由于该系统投资少、占地面积小，可推广给小型洗染厂采用。50 硕士学位论文第五章洗染废水处理工业化试验·田寒综命污水一级捧放标准tcok100略几．BoDs20mg／L·色度(50)，ss70唧几国家综台污永二缓捧放标准：c0风，150叫几，BOD530mg几．色度(50)．ssl00吣儿从表5—1看出，洗染废水经该系统处理后，废水主要污染物得到较大削减，但出水COD。，只能到达国家二级排放标准，对于牛仔服洗涤废水，由于原废水水质变差，处理效果变动将更大。2002年底，株洲市环保局根据株洲市洗染厂实际情况，将洗染厂分为休闲服洗涤和牛仔服洗涤二大类，对于休闲服洗涤，可采用上述简单的物化法工艺流程，对于牛仔服沈涤废水，必须结合生物法进行处理。为此，本文将上述物化工艺后作为一级处理，原水经物化法处理后，再加上简单的活性污泥法，以求达到简单有效目的。5．4物化一生化法处理工艺株洲Xx洗衣厂是2003年初株洲市对株洲洗染业进行重新规划整顿后新上马的洗染厂。该厂以牛仔服洗涤为主，每天产生约400吨废水，污水色度高、c0D。，高、成份复杂。针对该厂特点，本文采用物化一生化混合流程(见图5—4和图5—5)。污水先经过格栅机滤去较大的固体漂浮物(如布条等)，然后流入初沉池，在初沉池内除去较大悬浮颗粒后，流入200m3集水池，集水池除起到均质以减少废水波动外，还具有一定的的厌氧生化作用：具有较长链状的大分子在厌氧过程断裂为小分予，起到脱色和提高了废水的可生化性功效。集水池的废水经过泵输送至搅拌槽，废水流经个搅拌槽过程中依次由加药罐加入各种药剂，在微碱性条件下快速剧烈混合，生成粒径较小的微絮体，搅拌后使微絮体互相碰撞凝聚。充分反应后的水流八连续沉降槽(一沉池)。连续沉降槽上层的清液输入230一生化池，在活性污泥作用下，可对有机物进一步进行生物氧化分解，反应后的废水进入二沉池沉降后，清液外排或回用，污泥部分回流进入生化池。沉降槽的污泥以及生化池定时排出的污泥经板框压滤机压滤，滤渣外运或焚烧。 硕士学位论文第五章洗染废水处理工业化试验图5—4物化一生化法处理洗染废水工艺流程图l、初沉池2、集水槽3、泵4、6、8、搅拌槽5、7、9、加药罐lO、连续沉降槽儿、生化池12、二沉池13、渣贮存槽14、泥浆泵15、板框压滤机图5—5物化一生化法处理洗染废水设备流程5．5活性污泥处理机理及生化池的运行5．5．1活性污泥处理废水作用机理活性污泥微生物能够连续从污水中去除有机物，是由以下几个过程完成：(1)初期去除与吸附作用当污水与活性污泥接触后很短时间内就出现了很高的有机物(BoD。)去除率。这种初期高速去除现象是吸附作用所引起的。52 筇^章洗搬废水处Il1．业化试验(2)微生物的代谢作』¨活性污泥微7卜物从污水中去除有机物的代谢过程，主要是}lI微生物细胞物质的台成(活。阽}‘泥增长)，有机物(包括一部分细胞物质)的氧化分解和氧的消耗所红【成。(：5)=襄凝体的形成‘j凝聚沉淀使菌体凝聚成为易J‘沉淀的絮凝体。易于形成絮凝体的有动胶菌、产碱杆菌、无色菌、黄卡1荫、似单孢菌等细菌，还有霉菌、放线菌和酵母等17个种以上晌微生物。5．52活性污泥培养、驯化及日常管理培养剃驯化方‘法足采用混和菌种，川与废水性质相似的生化处理场的剩余活性污泥作菌种，将【并种和营养料混和作培养液，并控制好适j_的浓度利营养比连续曝气，连续⋯水，使细随数量逐步增多。与此同时，逐步加入待处删的废水，逐渐增人废水m培养液中的比例，使知J菌发生异变，直到全部进水均为腹水仍i，扶良¨处理效粜乃【【．。活r}污泥的H常笆1理E要是在发得矿托运}‘过程lI，控圳睃水浓腿歧数艟、投加ti养物质的数啦、戍7I二物监懵工”：，侏证污泥耐搜“÷钒啵之川、ii嘶。图5—6生化池运行现场图53废水在生化池中停留时间生化池的废水在实际曝气过程中充分混合，可以看作连续混流操作。反应物料不断地以恒定的流速流入完全混合的生化池，产物也以恒定的速率不断地从生化池内排出，，|J化池内具有均一的温度和组成，池内的反应速率也趋于恒定，则 第h翠洗染J=!乏水处理l：业化试骀坡水征生化池中停留时M可I¨r式汁算：；=v／v。v——生化池的容积，v．，——流体进入生化池的流速；=2：30×24／400=l：j．8h5．6物化一生化法处理效果浚工程建成己投入运行，环境监测站等多次对处到!废水进行检测，表明系统运行良好，出水水质全部达剑国家一级排放标准要求(见衷j一2』昕示)。污水处川!成本约为1．0～【．j元／m‘，由于处理后f“水消，怒(屺罔j一7)．|=：_i|jj_『H将10人郝分水回州，犬人I，约了生产成本，收到很好的绛济效箍和社会效氚。裹j一2物化一生化法处理效果(从左至右依次为：出厂废水，厌氧沉降后出水，一沉后出水，二沉后出水)图5—7物化一生化法现场处理水 第7L驻沈染垅水处理J：业化试验5．7结论(【)本文将实验室研究结果刚于株洲洗染废水处理，根|cll：沈染废水性质，设训了混凝沉降处理的简单物化流程和混凝沉降一生化混合流程二套方案。(2)设计的二种流程分别成功用于二个洗染厂，运{J：结粜表咧，混凝沉降物化流程投资少、过程简单、占地面积小，可用于休闲)竹主沈染废水处瑚!，处理后出水水质为：cOD。，<【jOmg／I。，BODj(30mg／L，包度<1()侣，浊度≤30度，达到国家二级排放标准。对于混凝沉降一生化混合流程，过程相对复杂，但处理效果好，rq川于牛ff服洗染废水处理，处理^i废水水质为：c0D。