污水降解（精选五篇）
污水降解 篇1
新疆某化工区的市政污水主要是难处理的化工工业污水, 其中相当大的比重在化工厂已经预处理了, 而且采用了各种可行方法, 如隔油、浮选混凝、沉淀、厌氧、兼氧和好氧处理等等。因此比较容易去除的污染物在化工区内已基本去除, 排入污水处理厂的污水有机物浓度高, 可生化性差, 采用常规的污水处理工艺难以奏效, 故在该区域的污水处理厂建设工程中, 采用了目前处理这种污水比较有效的合理组合——水解酸化+生化+MBR。水解酸化可去除大量CODcr使出水BOD5/CODcr>0.3;生化池可以去除一定的BOD5和氨氮;而MBR会使固液分离去除大量难降解溶解状的有机物, 从而保证出水达标。
1 工艺路线
1.1 进出水水质
新疆某化工区污水处理厂接纳的市政污水, 以工业污水为主, 大部分在企业内已进行过预处理。其主要污染为有机污染物, 突出表现为CODcr浓度高, BOD5浓度低, BOD5/CODcr比值小, 很难生化处理。表1为该污水处理厂进水的主要水质指标。
经过该污水处理厂处理后的出水水质要求达到国标《城镇二级污水处理厂污染物排放标准 (GB18918-2002) 》的二级标准, 其中CODcr<60mg/L, BOD5<20mg/L, NH3-N<8 mg/L, 总磷<1.0 mg/L (见表1) 。
1.2 工艺流程
该化工区污水处理厂采用“水解酸化+生化+SHMBR”主体工艺, 其设计处理水量为30000m3/d。具体工艺流程见图1。
1.2.1 水解酸化
水解酸化预处理技术对于处理含难降解有机物的污水是一种有效手段。它能将大分子难降解的有机物转化为小分子易降解的有机物, 改善污水的可生化性, 为后续好氧生化处理创造条件。由于本工艺中进水CODcr的含量高达4000mg/L, 光靠厌氧活性污泥来降解是很难的。所以还必须加入一定量的强氧化剂O3充分进行氧化, 使难生物降解有机物分解成易于生物降解的有机物。
在本工艺中, 水解酸化池是厌氧池, 有大量的易降解的溶解状有机物供聚磷菌使用, 因此TP在酸化池中可以大量的去除。
1.2.2 曝气池
生物曝气池中成熟的活性污泥是具有良好的凝聚沉淀性能的。它主要利用微生物的新陈代谢, 通过微生物的凝聚、吸附、氧化分解等作用来降解污水中的有机物。生物曝气池中含有大量的菌胶团和纤毛虫原生动物, 如钟虫、枝虫、盖纤虫等, 可使BOD5的去除率达到90%左右。另外, 好氧生物处理工艺中都有消化菌, 所以氨氮在生物曝气池中通过消化反应可达到一定的去除目的。
1.2.3 生物反应器
虽然污水经过了厌氧池、好氧池的生物处理, 但在本工艺中处理水的上清液还是达不到表1所示的排放标准要求, 特别是水中CODcr还是超标。膜生物反应器的研究始于20世纪60年代的美国, 是一种将传统的生物处理工艺与膜分离技术相结合的新型污水处理技术。SHMBR中膜的过滤作用可使微生物完全截留在生物反应器内, 实现反应器水力停留时间 (HRT) 和泥龄 (SRT) 的完全分离, 使生物反应器内保持较高的MLSS (混合液悬浮固体浓度) 和相当长的泥龄, 为提高难降解溶解状有机物的去除效率创造了有利条件;并且由于曝气池中活性污泥浓度的增大和污泥中特效菌 (蠕虫) 的出现, 也提高了生化反应的速度, 同时, 通过降解生化比F/M, 减少剩余污泥产生量, 还可使出水的各项水质指标有所改善, 从而达标排放。
2效果
2.1 CODcr
CODcr浓度高而BOD5浓度低一直是该类型污水处理厂的一个处理难关, 经过上百次的试验, 最终确立了“水解酸化+生化+SHMBR”的工艺组合, 以实现出水CODcr达标的要求。
在水解酸化池中投加适量的O3可以使BOD5/CODcr>0.3。在前期实验中分别选用O3投加量水平为6、9、12mg/L, 接触时间为15、30、45min进行交叉试验, 试验结果显示:
当O3投加量一定时, BOD5/CODcr值随着接触时间的增长而增加, 证明可生化性提高, 系统CODcr去除率也随之增高, 但在30min以后增加值均不明显;当接触时间一定时, BOD5/CODcr值随着O3投加量增加而增大, 系统CODcr去除率也随之增高, 但当O3投加量>6mg/L时, 这两者的增加值均不明显。考虑到O3投加量和接触时间对实际工程经济效益的影响, 最终确定O3在本工艺中投加量6mg/L, 接触时间为30min。这样可使CODcr的去除率达到60%~75%。
在实际生产中发现, 由于SHMBR中附着型微生物的增加, 对CODcr的去除效果有了明显的改善。因此有理由认为, 在本工艺的SHMBR中, 悬浮型微生物和附着型微生物共同参与了对有机物的去除。SHMBR对CODcr的去除效果还与活性污泥浓度有关, CODcr的去除率一般在85%~95%。
2.2 BOD5
在本工艺中, 进水的BOD5的去除通过三个阶段来完成。第一个阶段, 污水主要通过生化池中好氧活性污泥的吸附作用而得到净化。吸附作用进行得十分迅速, 一般在30min内完成, BOD5的去除率可高达70%。第二个阶段, 主要是继续分解氧化上一阶段被吸附和吸收的有机物, 同时继续吸附一些残余的溶解物质。第三个阶段就是在SHMBR中进行泥水分离, 这一阶段中可以将出水SS降至接近零, 从而使BOD5排放达标。
2.3 效果
经过运行结果看, 该污水处理厂运行比较稳定, 在进水水质波动较大的情况下基本实现了设计中的达标排放。这说明该厂选用的“水解酸化+生化+SHMBR”工艺是比较可靠、可行的, 其在本污水处理工程中的应用也是比较成功的。
3 结语
1) 在水解酸化池 (8~15h) 的厌氧水解作用下, 溶解性CODcr占总CODcr的比例, 由进水的50%可升高到75%。由于污水中部分难溶、难降解的有机物被水解成可溶性的易降解有机物, 因此提高了污水的可生化性。
2) 生物曝气池通过微生物的凝聚、吸附、氧化分解等作用来降解污水中的有机物, 可使BOD5的去除率达到90%;另外氨氮在其中通过消化反应也可达到比较理想的去除效果。
3) SHMBR将膜过滤和生物反应器结合在一起, 发挥了单独的生物反应器或单独的膜过滤不能发挥的效能, 对难降解溶解状有机物有显著的降解作用。它能将污泥和水停留时间完全分离, 这对培养新的菌种, 提高难降解有机物的去除率非常有利。
污水降解 篇2
以生物法为重点,回顾了城市污水易生物降解COD组分Ss的实验测定方法的进展,对这些方法进行了评价,指出了每种方法存在的缺陷及其在应用中需要解决的.关键问题,为方法的进一步改进提供了参考.根据国内研究现状,提出我国需要大力加强相关研究,以便为活性污泥模型在我国的应用奠定技术基础.
作 者：卢培利 张代钧 曹海彬 LU Pei-li ZHANG Dai-jun CAO Hai-bin 作者单位：卢培利,曹海彬,LU Pei-li,CAO Hai-bin(重庆大学资源及环境科学学院)
张代钧,ZHANG Dai-jun(重庆大学资源及环境科学学院;重庆大学西南资源开发及环境灾害控制工程教育部重点实验室,重庆,400030)
俄维管束植物对污水降解效果研究 篇3
由于世界人口迅猛增长及现代化工业不断发展, 造成水资源日益紧张, 因此对工业废水的处理和生活污水的重复使用, 已经提到了议事日程。水生维管束植物以其特有的组织和生态功能及易于人工处理等原因而在净化水体污染、防治富营养化方面发挥了重要的作用。因此利用水生维管束植物吸收、积累、降解水中污染物, 最后通过把植物残体从水中捞除的方法, 是一项投资少、见效快的净化措施[1]。为了更好达到净化目的, 对耐污的植物种类和不同植物对不同污染物吸收率的研究, 是非常必要的。
二、污水处理研究现状
田淑媛, 王景峰等在起所发表的文章中通过大量实验数据及国内外水生维管束植物处理污水的发展状况, 深入探讨水生维管束植物处理污水的净化机理及其影响因素, 并对水生维管束植物处理污水资源化的综合利用进行了论述, 从目前的研究成果来看, 该方法是一种经济、有效、适合我国国情的污水处理方法。
谢文玲研究了水生维管束植物通过对污染物的吸收、富集, 与藻类的竞争或他感抑制作用以及根际水生生态系统的协同作用等方式实现对受损水环境的修复, 她提出这是一种与建设污水处理厂互补的水环境修复技术。
袁东海, 高士祥, 任全进, 尹大强, 王连生等人研究了石菖蒲、灯心草和蝴蝶花3种不同植被系统、基质为河砂的潜流型人工湿地净化生活污水总氮和总磷的效果, 并同无植被系统、相同基质的潜流型人工湿地净化效果进行了比较, 结果表明:在较低浓度范围里无植被的人工湿地和3种有植被的人工湿地对污水中总氮有较好的去除作用, 随着污水中总氮浓度的增加, 虽然无植被的人工湿地和有植被的人工湿地去除总氮的效果均有下降的趋势, 但有植被的人工湿地仍然能维持较高的总氮去除水平, 无植被的人工湿地总氮去除效果则下降较快。在有植被的人工湿地中, 以石菖蒲植被人工湿地氮素净化能力最强, 其次为灯心草和蝴蝶花, 这与植被自身吸收同化污水中氮素水平以及植物根系微生物作用有关。对于污水中总磷的去除, 本研究中由于污水中磷素浓度较低, 无植被和有植被的人工湿地对污水中磷素均有很好的去除作用, 没有明显差异, 但不同的植物体中磷素仍有明显的吸收同化富集现象, 其中石菖蒲吸收同化磷素能力最强, 其次为蝴蝶花和灯心草, 植被在人工湿地系统中对于污水中总氮和总磷的去除起着重要的作用。
三、维管束植物的水质净化作用
1、水生维管束植物的净化机理
(1) 物理作用
维管束植物的存在减小了水中的风浪扰动, 降低了水流速度, 并减小了水面风速, 这为悬浮固体的沉淀去除创造了更好的条件, 并减小了固体重新悬浮的可能性。另外, 覆盖在人工湿地上的植物对稳定人工湿地的土壤也十分重要, 因为其稠密的根系阻止了冲蚀缝隙的形成。植物另一重要作用是它的隔热性[3]。在冬季, 当人工湿地中的维管束植物死亡并被雪覆盖后, 它就为人工湿地提供了一个隔热层, 这样有利于防止人工湿地土壤冻结。
(2) 植物的吸收作用
植物需要氮、磷等营养物质, 以维持生长和繁殖的需要。有根的植物通过根部摄取营养物质, 某些浸没在水中的茎叶也从周围的水中摄取营养物质。维管束植物产量高, 大量的营养物被固定在其生物体内, 当收割后, 营养物就能从系统中被去除
(3) 植物的富集作用
许多的维管束植物有较高的耐污能力, 能富集水中的金属离子和有机物质。比如凤眼莲, 由于其线粒体中含有多酚氧化酶, 可以通过多酚氧化酶对外源苯酚的羟化及氧化作用而解除酚对植物株的毒害, 所以对重金属和含酚有机物有很强的吸收富集能力。
(4) 与微生物的协同降解作用
污水中对有机营养物起降解作用的主要是微生物。例如Gersgerg[14]、Harbert和Perfler[2]、Reed[8]的研究表明, 氨氮的主要去除途径是硝化、反硝化作用而不是靠植物的吸收。但维管束植物群落的存在, 为微生物和微型动物提供了附着基质和栖息场所, 其浸没在水中的茎叶为形成生物膜提供了广大的表面空间, 埋在湿地土壤中的根系也为微生物提供了基质。植物机体上寄居着稠密的光合自养藻类、细菌和原生动物, 这些生物的新陈代谢能大大加速截留在根系周围的有机胶体或悬浮物的分解。
(5) 气体传输和释放作用
水生维管束植物通过植株枝条和根系的气体传输和释放作用, 能将光合作用产生的氧气或大气中的氧气输送至根系, 一部分供植物呼吸作用, 一部分通过根系向根区释放, 扩散到周围缺氧的环境中, 在还原性的底泥中形成了氧化态的微环境, 加强了根区微生物的生长和繁殖, 促进了好氧生物对有机物的分解, 并有助于硝化菌的生长。维管束植物根系在人工湿地底部的扩展有利于微生物特别是好氧细菌向湿地深处分布。
(6) 其他作用
水生维管束植物还有一些不直接与水处理过程相关的作用。如它能为动物如鱼类、鸟类、爬行动物提供食物;在处理系统中采用荷花、睡莲等有较高观赏性的维管束植物, 可以使系统更加美观。
2、水生维管束植物的净化效果
不同的维管束植物对水质的净化效果不同;同一水生生物对不同污染物的净化率不同, 而不同植物相互配合, 可提高植物对水体氮磷的综合净化率, 多种植物组合比单种植物能更好地实现对水体的净化。因此本文采用实验的方法研究维管束植物对污水的净化效果。
四、结论
1、本试验所有处理中氨氮去除率最高, 氨氮浓度下降最快, 其浓度降低主要集中在前3d。
2、芦苇对各种污染物的去除能力较为均衡, 通用性较强。但短期效果不明显。由于移栽后恢复较慢, 芦苇在氮的去除上并未表现出明显优势。
3、利用睡莲净化水质效果欠佳, 尤其是种植密度不能过大。除睡莲外, 香蒲池 (XP) 叶绿素浓度最高, 达88.9μg·L-1, 原因是该池藻类生长较为旺盛, 这表明香蒲对藻类生长的抑制能力不强。
污水降解 篇4
关键词：炼油污水,生物降解,菌种,化学需氧量(COD),石油类化合物,去除率,曝气
炼油污水是一种集悬浮油、乳化油、溶解有机物及盐于一体的多相体系[1,1],通常采用物理、化学和生物法处理。其中生物法因具有处理成本低、操作简单、石油类污染物降解效果好等特点而得到广泛关注[2,3,2,3]。但炼油污水属高浓度难降解有机废水,石油类物质含量高且成分复杂,水温和矿化度高,可生化性差,因此采用一般的微生物或生物处理方法难以达到处理目的[4,5,4,5]。
为适应建设资源节约型和环境保护型社会的需要,排放水质标准也相应提高,并要求努力实现污水回用,这促使生物强化技术得到发展。本工作采用直接投加菌种的静态间歇生物强化方式,对上海石化股份有限公司(以下简称上海石化)炼油污水直接进行生物降解处理,取得了较好的效果,从而开辟了一条处理炼油污水的新途径。
1 实验部分
1.1 污水与菌种
实验污水采用上海石化未经任何处理的炼油污水(以下简称污水),其水质情况列于表1。所用菌种 SEPZ 为略带淡黄色的透明液体,其密度略小于水,溶于水,无环境二次污染问题。
1.2 实验方法及装置
利用 SEPZ 菌作为特定功能微生物,将其直接投加到待处理的污水中,适当曝气进行生物强化,选择性地分解污水中的石油类化合物。实验装置如图1所示,生物反应器的有效反应体积为 1 L。
1—反应器;2—曝气装置;3—加热器;4—温度控制器;5—空气压缩机
1.3 实验原理
微生物(SEPZ 菌)利用污水中存在的有机污染物作为营养源进行好氧代谢,使得这些高能位的有机物质经过一系列生化反应逐级释放能量,最终以低能位的无机物质稳定下来,达到无害化要求,以便返回自然环境或进行进一步的处理。废水好氧生物处理过程可以表示为:
1.4 分析方法
COD 采用重铬酸钾法按 GB 11914—89测定。pH 值采用上海虹益仪器仪表有限公司生产的 ZD-2 型pH 计按 GB 6920—86测定。石油类化合物的含量采用上海亚研电子科技有限公司生产的 UV 1900 PPC 型紫外-可见分光光度计测定,具体方法如下:用经脱芳烃并重新蒸馏过的 30～60℃的石油醚,从待测水样中萃取油品,再经无水硫酸钠脱水后过滤;将滤液先置于 (65±5)℃ 水浴中蒸出石油醚,然后置于 (65±5)℃ 恒温箱内除去残留的石油醚,即得标准油品;准确称取标准油,用脱芳烃石油醚配制成质量浓度为0,8,16,32,48,64,80mg/L 的溶液,测定其在 254nm处的吸光度,绘制标准曲线;最后将炼油污水用石油醚萃取,再测定其在 254nm处的吸光度,参比绘制出的标准曲线,得到石油类化合物的含量。
2 结果与讨论
2.1 菌种浓度对污水降解效果的影响
在其他实验条件相同的情况下,分别控制污水中菌种浓度(菌种体积/污水体积,下同)为 100,500,1 000,2 000μL/L,考察菌种浓度对污水降解效果的影响,结果见表 2 和图 2。
注:生物降解 48h。
菌种浓度:○—100μL/L;●—500μL/L;△—1 000μL/L;▲—2 000μL/L
由表 2 可见,随着菌种浓度的增加,污水 COD 的去除率先增加后降低;在菌种浓度为 500μL/L 时,COD 的去除率最高,为 69.8%。
由图 2 可见,在不同的菌种浓度下,污水中石油类化合物的含量随着降解时间的延长而降低;当菌种浓度为 500μL/L 时,24h 内污水中石油类化合物的降解速度比其他 3 个浓度下的降解速度均快,且 72h 后石油类化合物的质量浓度也最低,为 5.45mg/L,其去除率为 91.7%。可见,并不是菌种浓度越高去除效果就越好,当投菌量达到一定值后,即可以满足污水中石油类化合物降解的要求。因此,应用生物强化技术处理炼油污水时,选择合适的菌种浓度是非常重要的[6],投菌量过多不但不会改善处理效果反而会增加成本。本实验选定适宜的菌种浓度为 500μL/L。
2.2 曝气方式对污水降解效果的影响
控制菌种浓度为 500μL/L,在其他工艺条件相同的情况下,分别按照加菌不曝气、每天曝气 8h、连续曝气的实验方式,对污水进行直接投加菌种的生物强化实验,考察曝气方式对污水降解效果的影响。结果表明,生物降解 48h,上述 3 种曝气方式所对应污水中 COD 的去除率分别为 47.2%,53.0%,67.9%。另外,生物降解 72h,3 种曝气方式下对应污水中石油类化合物的质量浓度从处理前的 65.69mg/L 分别降解到 31.10,17.10,7.75mg/L,降解率分别为52.7%,74.0%,88.2%。可见采用连续曝气方式有利于污水中石油类化合物的去除。这是因为在自然条件下,单纯利用空气和水中的溶解氧并不能满足菌种降解的要求,降解时间比较长、效果也不明显,而延长曝气时间有利于石油类化合物的降解,这也证实了相关文献[7,8]中提到的石油类化合物降解过程中溶解氧的重要性。所以,采用连续曝气方式是实验室菌降解炼油污水的最佳选择。
2.3 降解温度对污水降解效果的影响
控制菌种浓度为 500μL/L、采取连续曝气方式,分别保持水温为10,20,30,40℃,对炼油污水进行直接投加菌种的生物强化实验。在其他工艺条件相同的情况下,考察了降解温度对污水降解效果的影响,结果见表 3 和图 3。
注:生物降解 24h。
降解温度:○—10℃;●—20℃;△—30℃;▲—40℃
由表 3 可见,随着降解温度的升高,污水中 COD 的去除率先增加后降低;20℃ 时污水中 COD 的去除率最大,为 68.4%。
由图 3 可见,随着降解时间的延长,不同降解温度下污水中石油类化合物的含量都逐步降低;20℃时,石油类化合物的质量浓度在 24h内就从 65.69mg/L 降低到 8.34mg/L,去除率达到 87.3%,明显高于其他 3 个降解温度下的去除率。这主要是因为温度影响污水体系中石油类化合物的分散程度及其溶解度;适宜的温度使氧和营养物更易被微生物获得,从而促进微生物对石油类化合物的降解[9]。可见,本实验适宜的降解温度为 20℃。
2.4 初始 COD 的影响
将污水与自来水按照体积比分别为 3∶1,1∶1,1∶3 稀释,调节COD初始值相应为 920.3,406.7,233.7mg/L。控制菌种浓度为 500μL/L、连续曝气、保持水温 20℃,进行直接投加菌种的生物强化实验,考察初始 COD 对污水降解效果的影响,结果(经过 48h 的生物降解,见图 4)表明,初始 COD 在 400～1 330mg/L时,COD 的去除率为 45%～70%;初始 COD 小于 300mg/L 时,COD 的去除率低于 30%。对于石油类化合物的去除,初始 COD 在 400～1330mg/L时,其去除率为60%～90%;初始 COD 小于 300mg/L 时,石油类化合物的去除率低于 50%。可见,初始 COD 在 400～1330mg/L 时,菌种对污水中 COD 和石油类化合物的去除都很明显;而初始 COD 低于 300mg/L 时,污水降解效果不显著。这一现象可能是由于污水中初始 COD 过低时,菌种可以利用的营养物质不多,无法满足生长的需求,从而导致降解效果不佳。本实验控制污水初始 COD 约为 1000mg/L,以满足菌种利用其进行生物降解的需求。
2.5 优化条件下的降解效果
选取菌种浓度 500μL/L、连续曝气、20℃、调节初始 COD 1034.5mg/L、石油类化合物质量浓度 51.58mg/L 为优化条件,对污水进行生物降解,结果列于表 4。
由表 4 可见,随着降解时间的延长,污水中的 COD 逐渐降低,48h后其去除率为 71.6%;石油类化合物含量也逐渐降低,48h 后其去除率达到93.6%。这表明 SEPZ 菌对污水具有很好的降解作用。另外,有关文献报道[4,10,11,12,13,14,4],在摇床培养的降解条件下,其他的石油类化合物降解菌对炼油污水的降解时间一般为 72～240h,而 SEPZ 菌在 48 h 内就可以达到比较好的降解效果。可见 SEPZ 菌具有快速高效降解炼油污水的能力。
3 结论
a. 利用 SEPZ 菌种采用生物强化方式,对炼油污水直接进行生物降解。在菌种浓度 500μL/L、连续曝气、20℃ 的优化条件下降解 48h,污水 COD 从 1034.5mg/L 降到 293.3mg/L,去除率为 71.6%;石油类化合物质量浓度从51.58mg/L 降到 3.31mg/L,去除率为 93.6%。
污水降解 篇5
用TiO2光催化氧化法降解表面活性剂的效率较高[2], 且TiO2性质稳定、催化活性高、氧化能力强, 资源丰富、成本低廉、对人体无毒无害, 但是TiO2颗粒极细, 易流失, 难回收, 实际应用中影响了TiO2光催化技术的工业化进展, 而选择合适载体是主要的解决方法之一。在紫外光照射下, 砂粒负载TiO2对降解表面活性剂属于新研究领域, 最终转化成CO2和H2O, 并且砂粒负载TiO2光催化剂易于回收, 不会造成水体二次污染, 因此砂粒负载型TiO2有很好的应用前景。本实验用溶胶-凝胶法制备负载型纳米TiO2催化剂, 并在自制的反应器中, 对洗涤废水进行了光催化法降解试验, 效果良好。
1实验部分
1.1试剂与仪器
1.1.1 试剂
钛酸丁酯 (分析纯AR) , 天津市科密欧化学试剂开发中心;异丙醇 (分析纯AR) , 烟台三和化学试剂有限公司;冰醋酸 (分析纯AR) , 淄博化学试剂厂;氢氧化钠 (分析纯AR) , 淄博化学试剂厂;十二烷基苯磺酸钠 (分析纯AR) , 淄博化学试剂厂;纯净水, 自制;天然砂粒, 当地取材;等。
1.1.2 仪器
TG328B电光分析天平, 上海精科天平厂;KQ-100B型超声波清洗器, 昆山市超声仪器有限公司;精密移液器, 上海荣泰生化工程有限公司;101-1A数显电热鼓风干燥箱, 天津泰斯特公司;78-1型磁力搅拌器, 江苏金坛中大仪器厂;SK2型管式加热炉, 龙口电炉制造厂;SG25-12坩埚电子炉, 山东龙口电炉制造厂;752型分光光度计, 上海精密科学仪器有限公司;0412-1型台式底速离心机, 上海手术器械厂;220V、500W溴钨灯, 上海灯泡三厂;光催化反应装置为自制。
1.2实验过程
1.2.1 溶胶-凝胶法制备纳米TiO2催化剂[3]
取200mL水, 加入适量冰HAc调节pH值至pH = 3, 冰水浴中搅拌10min。然后取一洁净烧杯, 加16mL异丙醇, 16mL钛酸丁酯混合均匀, 将此溶液缓慢的逐滴加入到冰醋酸溶液中, 自始至终冰水浴中进行磁力搅拌, 所得溶液呈亮白色透明。然后室温下搅拌12h, 静置陈化12 h, 即得纳米TiO2凝胶催化剂。
1.2.2 砂粒负载纳米TiO2
选取大小均匀的砂粒, 粒径约为1～2mm, 在超声波清洗器中清洗干净, 再用纯净水冲洗多次至净, 抽滤, 150℃恒温烘干。然后用HF酸腐蚀, 使砂粒表面粗糙 (利于TiO2的负载) 。水冲洗多次至干净, 烘干, 备用。取配制的溶胶-凝胶液, 放入被处理过的砂粒。放入高压反应釜中, 在230℃下, 热水处理12h, 使TiO2在高温下负载在砂粒表面上。然后将所得初产品在450℃下煅烧30min, 得到砂粒负载纳米TiO2膜。
1.2.3 测定SDBS的最大吸收波长和绘制工作曲线[4]
以浓度为2g/L的SDBS溶液, 在752型分光光度计上于180～1000nm范围内扫描, 测出吸收曲线, 从而确定最大吸收波长为300nm 。
再分别以浓度为0、0.04、0.06、0.08、0.4、10g/L的标准系列, 用752型分光光度计在最大吸收波长 (300nm) 处分别测定其吸光度A见表1, 以吸光度A对样品浓度作图, 得到标准工作曲线见图1。
1.2.4 光降解实验
自制反应器:玻璃水槽作为反应容器, 在水槽底部放入砂粒膜催化剂, 加入容器体积2/3的废水, 磁力搅拌器连续搅拌, 水槽上部10cm处挂有紫外灯。
用各种浓度的洗涤污水为目标降解物, 光解反应在自制的反应器中进行, 紫外灯光照一定时间。光降解后的废水液过滤后, 测定滤液在300nm处的吸光度。废水液的吸光度与图1标准工作曲线对照得到, 降解率再由公式η=[1-A1/A0]×100%得出, 式中:η为降解率, %;A0为光照前废水的吸光度;A1为光照后废水的吸光度。
2结果与讨论
2.1TiO2的负载量
取负载量不同的光催化剂[5], 对浓度为2g/L的SDBS溶液在紫外光连续光照8h条件下, 进行降解率试验, 结果见表2。
结果表明, 随负载量的不同, 降解率有明显的变化, 当负载量为35%时, 连续光照8h, 对SDBS溶液的降解率达到了74.40%。TiO2膜的负载量越大, 薄膜越厚, 孔径越大, 对SDBS的吸附能力越大, 催化能力越强;但多孔TiO2薄膜的不均匀性也增加, 且孔径已接近入射光波长, 散射增强, 导致透光率显著下降, 降解率明显地降低。
2.2煅烧温度
常温常压, 在紫外光下对浓度为2g/L的SDBS溶液进行光催化降解, 负载质量分数为35%的TiO2/砂粒, 反应时间为8h。图2为不同煅烧温度下制得的TiO2/砂粒对SDBS的降解率。
由图2可知, 不同焙烧温度 (煅烧30min) 制得的TiO2/砂粒催化剂对SDBS溶液的降解率不同, 焙烧温度分别为300、400、450、500、600℃时, 照射8 h后SDBS溶液降解率分别为40.28%、57.55%、74.40%%、64.73%、51.11%, 由此可知焙烧温度为450℃, TiO2/砂粒对SDBS的去除效果最佳。焙烧温度太低时, 不能牢固地负载, 易脱落;焙烧温度太高, 粒子易长大、膜的收缩龟裂, 使负载效果和光催化活性降低。结合焙烧温度对晶型结果的影响, 锐钛矿型TiO2催化效果高于金红石型TiO2。TiO2在450℃时就已基本转变为锐钛矿相。在低温 (≤450℃) 煅烧时, 砂粒存在对TiO2晶型结构影响不大;在高温 (≥450℃) 煅烧时, 砂粒对TiO2晶型结构影响显著, TiO2在600℃开始出现金红石型。
2.3照射时间
由图2还可知, 光照射的时间不同, SDBS的降解率不同, 以蓝色线条 (煅烧温度450℃) 为例, 时间分别是2、4、6、8h时, SDBS降解率分别是54.90%、57.50%、65.00%、74.40%。总的趋势是光照射的时间越长, SDBS的降解率越高;8h后降解速率不变, 原因是TiO2/砂粒吸附SDBS以达到饱和。
2.4不同光源的影响
不同光强对催化氧化反应的影响不同[6], 见图3。由图3可见, 在日光下, TiO2/砂粒吸附SDBS 6h达到饱和, 对SDBS的去除率为56.62%;在紫外光的照射下TiO2/砂粒对SDBS的去除率明显增加。因为TiO2是宽禁带 (E=3.2eV) 半导体化合物, 只有波长较短的太阳光能 (<387nm) 才能被吸收, 而这部分紫外线 (300～400mm) 只占到达地面上的太阳光能的4%～6%, 太阳能利用率很低。
3结论
(1) 采用溶胶-凝胶法制备出的TiO2在温度为450℃时焙烧30min, 在天然砂粒上负载后为锐钛矿型晶型。在砂粒上TiO2负载后, 催化活性比纯粉末虽稍有下降, 但能消除粉末TiO2使用过程中的缺陷, 如TiO2颗粒极细, 易流失, 难回收等。
(2) 载体砂粒可以就地取材、价廉易得、资源丰富。该项研究技术, 与其它降解方法比较, 能耗低、操作简便、反应条件温和, 可减少二次水污染, 使洗涤污水获得深度净化。
(3) 负载于天然砂粒上的TiO2对洗涤污水有较好的去除效果, 其处理效果受催化剂负载量、焙烧温度、光照时间、光照强度等因素的影响。在温度为450℃时焙烧30min, 使TiO2负载在砂粒上, 紫外光照射8h, 去除率可达74.40%。
摘要：以钛酸四丁酯为前驱物, 采用溶胶-凝胶法, 在低温或常温下通过溶液中发生水解、聚合等化学反应, 先生成溶胶, 进而生成具有一定空间结构的凝胶, 然后经过干燥、减压、热处理, 制备出纳米TiO2并在砂粒载体上附着, 并详细研究了砂粒负载TiO2对洗涤污水的光催化降解等。
关键词：天然砂粒载体,纳米TiO2,溶胶-凝胶法,光催化降解,洗涤污水
参考文献
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