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氧化还原电位

氧化还原电位

第一节 概 述

化学氧化还原是转化废水中污染物的有效方法。废水中呈溶解状态的无机物和有机物,通过化学反应被氧化或还原为微毒、无毒的物质,或者转化成容易与水分离的形态,从而达到处理的目的。

按照污染物的净化原理,氧化还原处理方法包括药剂法、电化学法(电解)和光化学法三大类。在选择处理药剂和方法时,应当遵循下面一些原则:

①处理效果好,反应产物无毒无害,不需进行二次处理。

②处理费用合理,所需药剂与材料易得。

②操作特性好,在常温和较宽的pH 值范围内具有较快的反应速度;当提高反应温度和压力后,其处理效率和速度的提高能克服费用增加的不足;当负荷变化后,通过调整操作参数,可维持稳定的处理效果。

④与前后处理工序的目标一致,搭配方便。

与生物氧化法相比,化学氧化还原法需较高的运行费用。因此,目前化学氧化还原法仅用于饮用水处理、特种工业用水处理、有毒工业废水处理和以回用为目的的废水深度处理等有限场合。

简单无机物的化学氧化还原过程的实质是电子转移。失去电子的元素被氧化,是还原剂;得到电子的元素被还原,是氧化剂。在一个化学反应中,氧化和还原是同时发生的,某一元素失去电子,必定有另一元素得到电子。氧化剂的氧化能力和还原剂的还原能力是相对的,

其强度可以用相应的氧化还原电位的数值来比较。许多种物质的标准电极电位θE 值可以在

化学书中查到(本书引用还原电位)。θE 值愈大,物质的氧化性愈强,θ

E 值愈小,其还原性愈强。例如,

()V S S E 36.1//2=-θ,其氧化态Cl 2转化为Cl -时,可以作为较强的氧化剂。相反,

()V S S E 48.0//2-=-θ,其还原态S 2-转化为氧化态S 时,可以作为较强的还原剂。两个电对的电位差愈大,氧化还原反应进行得越完全。

标准电极电位θE 是在标准状况下测定的,但在实际应用中,反应条件往往与标准状况

不同,在实际的物质浓度、温度和pH 值条件下,物质的氧化还原电位可用能斯特方程来计算:

[][]还原态氧化态ln nF RT E E +=θ (6-1)

式中n 为反应中电子转移的数目。

应用标准电极电位θE ,还可求出氧化还原反应的平衡常数K 和自由能变化ΔG θ

???? ??=RT nFE K θ

exp (6-2)

K RT nFE G ln -=-=?θθ (6—3)

式(6-2),式(6-3)表明氧化还原反应在热力学上的可能性和进行的程度。

对于有机物的氧化还原过程,由于涉及共价键,电子的移动情形很复杂。许多反应并不发生电子的直接转移。只是原子周围的电子云密度发生变化。目前还没有建立电子云密度变化与氧化还原反应的方向和程度之间的定量关系。因此,在实际上,凡是加氧或脱氢的反应称为氧化,而加氢或脱氧的反应则称为还原,凡是与强氧化剂作用而使有机物分解成简单的无机物如CO 2、H 2O 等的反应,可判断为氧化反应。

有机物氧化为简单无机物是逐步完成的,这个过程称为有机物的降解。甲烷的降解大致经历下列步骤:

无机物酸醛醇烷?????????????????????????????????????+→→→→O

H CO HCOOH O CH OH CH CH 22234

复杂有机化合物的降解历程和中间产物更为复杂。通常碳水化合物氧化的最终产物是

CO 2和H 2O ,含氮有机物的氧化产物除CO 2和H 2O 外,还会有硝酸类产物,含硫的还会有硫酸类产物,含磷的还会有磷酸类产物。

各类有机物的可氧化性是不同的。经验表明,酚类、醛类、芳胺类和某些有机硫化物(如硫醇、硫醚)等易于氧化;醇类、酸类、酯类、烷基取代的芳烃化合物(如“三苯”)、硝基取代的芳烃化合物(如硝基苯)、不饱和烃类、碳水化合物等在一定条件(强酸、强碱或催化剂)下可以氧化,而饱和烃类、卤代烃类、合成高分子聚合物等难以氧化。

第二节 化学氧化法

一、氧化剂

投加化学氧化剂可以处理废水中的CN -、S 2-、Fe 2+、Mn 2+等离子。

采用的氧化剂包括下列几类。

①在接受电子后还原成负离子的中性分子,如Cl 2、O 2、O 3等。

②带正电荷的离子,接受电子后还原成负离子,如漂白粉的次氯酸根中的Cl +变为Cl -。

③带正电荷的离子,接受电子后还原成带较低正电荷的离子,如MnO 4中的Mn 7+变为Mn 2+,

Fe 3+变为Fe 2+等。

二、空气氧化

空气氧化法就是把空气鼓入废水中,利用空气中的氧气氧化废水中的污染物。从热力学上分析,空气氧化法具有以下特点。

①电对O 2/O 2-的半反应式中有H +或OH -离子参加,因而氧化还原电位与pH 值有关。在强

碱性溶液(pH =14)中,半反应式为--?++OH e O H O 44222,E θ=0.401V ;在中性(pH =

7)和强酸性(pH=0)溶液中,半反应式为

O H e H O 22244?++-+,E θ分别为0.815V 和l.229V 。由此可见,降低pH 值,有利于空气氧化。

②在常温常压和中性pH 值条件下,分子氧O 2为弱氧化剂,反应性很低,故常用来处理

易氧化的污染物、如S 2-、Fe 2+、Mn 2+等。

③提高温度和氧分压,可以增大电极电位;添加催化剂,可以降低反应活化能,都利于氧化反应的进行。

1.地下水除铁、锰

在缺氧的地下水中常出现二价铁和锰。通过曝气,可以将它们分别氧化为Fe(OH)3和MnO 2沉淀物。

除铁的反应式为:

()+++↓?++H OH Fe O H O Fe 4252/123222

考虑水中的碱度作用,总反应式可写为: ()23223284284CO OH Fe O H O HCO Fe +↓→+++-+

按此式计算,每氧化lmg/L Fe 2+,仅需O.143mg /L O 2。

实验表明,上述反应的动力学方程为

[][][]2

222O p OH Fe k dt Fe d -++= (6—4) 式中p O2为空气中的氧气分压。

由式(6-4)可知,氧化速度与羟离子浓度平方成正比。即pH 值每升高1单位,氧化速度将加快100倍。在pH ≤6.5条件下,氧化速度相当缓慢。因此,当水中含CO 2浓度较高时,

必须增大曝气量以驱除CO 2;当水中含有大量SO 42-时。FeSO 4的水解将产生H 2SO 4,此时可用

石灰进行硫化处理,同时曝气除铁。式中速度常数k 为1.5×108L 2/(mol 2.Pa ·min)。积分

上式可求出在一定条件下达到指定去除率所需的氧化反应时间。如当pH 分别为6.9和7.2,

空气中氧分压为2×lO 4Pa ,水温20℃时,欲使Fe 2+去除90%,所需的时间分别为43和8min 。

地下水除锰比除铁困难。实践证明,Mn 2+在pH =7左右的水中很难被溶解氧氧化成MnO 2,

要使Mn 2+氧化,需将水的pH 值提高到9.5以上。在pH=9.5,氧分压为O.1MPa 水温25℃时,欲使Mn 2+去除90%,需要反应50min 。若利用空气代替氧气,即使总压力相同,反应时间需增加5倍。可见,在相似条件下,二价锰的氧化速度明显慢于二价铁。为了有效除锰,需要

寻找催化剂或更强的氧化剂。研究指出,MnO 2对Mn 2+的氧化具有催化作用.大致历程为

氧化:

()s MnO O Mn 222?→?++慢 吸附:

()()s MnO Mn s MnO Mn 2222??→?+++快 氧化: ()22222MnO O s MnO Mn ??→

?+?-很慢

据此开发了曝气过滤(或称曝气接触氧化)除锰工艺。先将含锰地下水强烈曝气充氧,尽量地散去CO 2,提高pH 值,再流入天然锰砂或石英砂充填的过滤器,利用接触氧化原理将水

中Mn 2+氧化成MnO 2,产物逐渐附着在滤料表面形成一层能起催化作用的活性滤膜,加速除锰过程。

MnO 2对Fe 2+氧化亦具催化作用,使Fe 2+的氧化速度大大加快。

72223O Mn MnO O MnO ?→+ -++++→+?+OH MnO Fe O H O Mn MnO Fe 43424232722

当地下水中同时含Fe 2+、Mn 2+时,在输水系统中就有铁细菌生存。铁细菌以水中CO 2为碳

源,无机氮为氮源,靠氧化Fe 2+为Fe 3+而获得生命活动能量:

kJ O H Fe O H Fe 2.712/14/12322++→+++++ 铁细菌进入滤器后,在滤料表面和池壁上接种繁殖,对Mn 2+

的氧化起生物催化作用。 地下水除铁锰通常采用曝气-过滤流程。曝气方式可采用莲蓬头喷淋水、水射器曝气、跌水曝气、空气压缩机充气、曝气塔等。滤器可采用重力式或压力式,如无阀滤池、压力滤池等。滤料粒径一般用O.6~2mm ,滤层厚度0.7~1.0m ,滤速10~20m/h 。

图6-1为适用于Fe 2+<10mg/L ,Mn 2+<

1.5mg/L ,pH >6的地下水除铁锰流程。

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当原水含铁锰量更大时,可采用多级曝气和

多级过滤组合流程处理。

2.工业废水脱硫

石油炼制厂、石油化工厂、皮革厂、制药厂

等都排出大量含硫废水。硫化物一般以钠盐或铵

盐形式存在于废水中,如Na 2S ,NaHS ,(NH 4)2S ,

NH 4HS 。在酸性废水中,也以H 2S 形式存在。当含

硫量不很大,无回收价值时,可采用空气氧化法

脱硫。

各种硫的标准电极电位如下:

酸性溶液 4217.0324.02325.014.02SO H SO H O S S S H E ?→??→??→???

?→?-=θ 碱性溶液 --------??→???→???→???→?2498.02358.023274.0508.02SO SO O S S S 由此可见,在酸性溶液中,各电对具有较弱的氧化能力;而在碱性溶液中,各电对具有较强的还原能力。所以利用分子氧氧化硫化物,以碱性条件较好。

向废水中注入空气和蒸汽(加热),硫化物按下式转化为无毒的硫代硫酸盐或硫酸盐:

---+→++OH O S O H O S 222232222

O H O S O AHS 223222+→+-

O H SO OH O O S 2242232222+→++---

由上述反应式可计算出,氧化1kg 硫化物为硫代硫酸盐,理论需氧量为1kg ,约相当于

3.7m 3空气。由于部分硫代硫酸盐(约10%)会进一步氧

化为硫酸盐,使需氧量约增加到4.0m 3空气。实际操作

氧化还原电位

中供气量为理论值的2~3倍。

空气氧化脱硫在密闭的塔器(空塔、板式塔、填料

塔)中进行。图6-2为某炼油厂的废水氧化装置。含硫

废水经隔油沉渣后与压缩空气及水蒸气混合,升温至

80~90℃,进入氧化塔,塔径一般不大于2.5m ,分四

段,每段高3m 。每段进口处设喷嘴,雾化进料,塔内

气水体积比不小于15。增大气水比则气液的接触面积

加大,有利于空气中的氧向水中扩散,加快氧化速度。废水在塔内平均停留时间l.5~2.5h。

国内某厂试验表明,当操作温度90℃,废水含硫量2900mg/L左右时,脱硫效率达98.3%,处理费用为0.9元/m3(废水),当操作温度降为64℃,其他条件相同,脱硫率为94.3%,处理费用为0.6元/m3(废水)。

在制革工业中,常用石灰、硫化钠脱毛,由此而产生碱性含硫废水。这类废水PH=9~13,含硫化物100~1000mg/L,甚至更高,可以用空气氧化处理。为了提高氧化速度,缩短处理时间,常添加锰盐(如Mn2S04)作催化剂。国内某制革厂将高浓含硫废水(S2-4000mg/L,pH=12~13,200m3/d)经格栅处理后,用泵抽入射流曝气池氧化,投加500mg/LMnSO4作催化剂,曝气时间为3.5h,气水比为15,出水S2-降为3.5mg/L,处理费用为0.5~0.6元/m3(废水)。

三、湿式氧化

湿式氧化是在较高的温度和压力下,用空气中的氧来氧化废水中溶解和悬浮的有机物和还原性无机物的一种方法。因氧化过程在液相中进行,故称湿式氧化。与一般方法相比,湿式氧化法具有适用范围广(包括对污染物种类和浓度的适应性)、处理效率高、二次污染低、氧化速度快、装置小、可回收能量和有用物料等优点。

湿式氧化工艺最初由美国的Zimmermann研究提出,70年代以前主要用于城市污水处理的污泥和造纸黑液的处理。70年代以后,湿式氧化技术发展很快,应用范围扩大,装置数目和规模增大,并开始了催化湿式氧化的研究与应用。80年代中期以后,湿式氧化技术向三个方向发展,第一,继续开发适于湿式氧化的高效催化剂,使反应能在比较温和的条件下,在更短的时间内完成;第二,将反应温度和压力进一步提高至水的临界点以上,进行超临界湿式氧化;第三,回收系统的能量和物料。目前湿式氧化法在国外已广泛用于各类高浓度废水及污泥处理,尤其是毒性大,难以用生化方法处理的农药废水、染料废水、制药废水、煤气洗涤废水、造纸废水、合成纤维废水及其他有机合成工业废水的处理,也用于还原性无机物(如CN-、SCN、S2-)和放射性废物的处理。

图6-3为基本的湿式氧化系统。

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废水和空气分别由高压泵和压缩机打入热交换器,与已氧化液体换热,使温度上升到接近反应温度。进入反应器后,废水有机物与空气中氧气反应,反应热使温度升高,并维持在较高的温度下反应。反应后,液相和气相经分离器分离。液相进热交换器预热进料,废气排放。在反应器中维持液相是该工艺的特征,因此需要控制合适的操作压力。在装置初开车或需要附加热量的情况下,直接用蒸汽或燃油作热源。由基本流程出发,可得多种改进流程,以回收反应尾气的热能和压力能。用于处理浓废液(浓度≥10%),并回收能量的湿式氧化流程如图6-4所示。图6-4与图6-3不同在于对反应尾气的能量进行二次回收。首先由废热锅炉回收尾气的热能产生蒸汽或经热交换器预热锅炉进水,尾气冷凝水由第二分离器分离后送回反应器以维持反应器中液相平衡,以防止浓废液氧化时释放的大量反应热将水分蒸干。第二分离器后的尾气送入透平产生机械能和电能。该系统对能量实行逐级利用,减少了有效能损失。

湿式氧化系统的主体设备是反应器,除了要求其耐压、防腐、保温和安全可靠以外,同时要求器内气液接触充分,并有较高的反应速度,通常采用不锈钢鼓泡塔。反应器的尺寸及

氧化还原电位

材质主要取决于废水性质、流量、反应温度、压力及时间。

湿式氧化的处理效果取决于废水性质和操作条件(温度、氧分压、时间、催化剂等),其中反应温度是最主要的影响因素。不同温度下的典型氧化效果如图6-5所示。

由图可见,(1)温度愈高,时间愈长,去除率愈高。当温度高于200℃,可达到较高有机物去除率。当温度低于某个限值,即使延长氧化时间,去除率也不会显著提高。一般认为,湿式氧化温度不宜低于180℃;(2)达到相同的去除率,温度愈高,所需时间愈短,相应地反应容积便愈小;(3)湿式氧化过程大致可以分为二个速度段。前半小时,因反应物浓度高,氧化速度快,去除率增加快,此后,因反应物浓度降低或中间产物更难以氧化,致使氧化速度趋缓,去除率增加不多。由此分析,若将湿式氧化作为生物氧化的预处理,则以控制湿式氧化时间为半小时为宜。

气相氧分压对过程有一定影响,因为氧分压决定了液相溶解氧浓度。实验表明,氧化速度与氧分压成0.3~1.0次方关系。但总压影响不显著。控制一定总压的目的是保证呈液相反应。温度、总压和气相中的水气量三者是偶合因素,见图6-6。

由图可知,在一定温度下,压力愈高,气相中水汽量就愈小,总压的低限为该温度下水的饱和蒸汽压。如果总压过低,大量的反应热就会消耗在水的汽化上。当进水量低于汽化量时,反应器就会被蒸干。湿式氧化的操作压力一般不低于5.0~12.0MPa,超临界湿式氧化的操作压力已达13.8MPa。通常供气过量10%。

不同的污染物,其湿式氧化的难易程度是不同的。对于有机物,其可氧化性与有机物中氧元素含量(O)在分子量(M)中的比例或者碳元素含量(C)在分子量(M)中的比例具有较好的线性关系,即O/M值愈小,C/M值愈大,氧化愈易。研究指出,低分子量的有机酸(如乙酸)的氧化性较差。

催化剂的运用大大提高了湿式氧化的速度和程度。有关湿式氧化催化剂的研究,每年都有多项专利注册,对有机物湿式氧化,多种金属具有催化活性。其中贵重金属系(如Pd、Pt、Ru)催化剂的活性高,寿命长,适应广,但价格昂贵,应用受到限制。目前多致力于非贵金属催化剂的开发。已获得应用的主要是过渡金属和稀土元素的盐和氧化物。

湿式氧化可以作为完整的处理阶段,将污染物浓度一步处理到排放标准值以下。但是为了降低处理成本,也可以作为其他方法的预处理或辅助处理。常见的组合流程是湿式氧化后进行生物氧化。国外多家工厂采用此两步法流程处理丙烯腈生产废水。经湿式氧化处理,COD 由42000mg/L降至1300mg/L,BOD5由14200mg/L降至1000mg/L,氰化物由270mg/L降至1mg/L,BOD5/COD比值由0.2提高至0.76以上。再经活性污泥法处理,总去除率达到COD:99%;BOD5:99.9%;氰化物:99.6%。

与活性污泥法相比,处理同一种废水,湿式氧化法的投资高约1/3,但运转费用却低得多。若利用湿式氧化系统的废热产生低压蒸汽,产蒸汽收益可以抵偿75%的运转费,则净运转费只占活性污泥法的15%。若能从湿式氧化系统回收有用物料,其处理成本将更低。

焚烧也是利用空气中的氧来氧化废水的一种方法,与湿式氧化不同,它只是提高反应温度,并不提高系统压力。

四、臭氧氧化

1.臭氧的性质

臭氧O 3是氧的同素异构体,在常温常压下是—种具有鱼腥味的淡紫色气体。沸点

-112.5℃;密度2.144kg /m 3,比氧重l.5倍。此外,臭氧还具有以下一些重要性质。

(1)不稳定性 臭氧不稳定,在常温下容易自行分解成为氧气并放出热量。

mol kJ H H O O /284,3223=??+=

MnO 2,PbO 2,Pt ,C 等催化剂的存在或紫外辐射都会促使臭氧分解。臭氧在空气中的分解速度与臭氧浓度和温度有关。当浓度在1%以下时,其分解速度如图6-7所示。由图可见,温度越高,分解越快,浓度越高,分解也越快。

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臭氧在水溶液中的分解速度比在气相中的分解速度快得多,而且强烈地受羟离子的催化。pH 值愈高、分解愈快。臭氧在蒸馏水中的分解速度如图6-8所示。常温下的半衰期约为15~30min 。

(2)溶解性 臭氧在水中溶解度要比纯氧高10倍,比空气高25倍。溶解度主要取决于温度和气相分压,也受气相总压影响。活力对溶解度的影响如图6-9所示。在常压下,20℃

时的臭氧在水中的浓度和在气相中的平衡浓度之比为

0.285。

(3)毒性 高浓度臭氧是有毒气体,对眼及呼吸器

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官有强烈的刺激作用。正常大气中含臭氧的浓度是(1~

4)×10-8,当臭氧浓度达到(1~10)×10-6时可引起头痛,

恶心等症状。我国《工业企业设计卫生标准TJ36—79》

规定车间空气中O 3的最高容许浓度为0.3mg/m 3。

(4)氧化性 臭氧是一种强氧化剂,其氧化还原电

位与pH 值有关。在酸性溶液中,E θ=2.07V ,氧化性仅

次于氟。在碱性溶液中,E θ=1.24V ,氧化能力略低于氯

(E θ=1.36V)。研究指出,在pH5.6~9.8,水温0~39℃

范围内,臭氧的氧化效力不受影响。利用臭氧的强氧化

性进行城市给水消毒已有近百年的历史。臭氧的杀

菌力强,速度快,能杀灭氯所不能杀灭的病毒和芽

氧化还原电位

孢,而且出水无异味,但当投量不足时,也可能产

生对人体有害的中间产物。在工业废水处理中,可

用臭氧氧化多种有机物和无机物,如酚、氰化物、

有机硫化物,不饱和脂肪族及芳香族化合物等。臭

氧之所以表现出强氧化性,是因为分子中的氧原子

具有强烈的亲电子或亲质子性,臭氧分解产生的新

生态氧原子也具有很高的氧化活性。

臭氧氧化有机物的机理大致包括三类。

a .夺取氢原于,并使链烃羰基化,生成醛、

酮、醇或酸;芳香化合物先被氧化为酚,再氧化为

酸。

b .打开双键,发生加成反应:

c .氧原子进入芳香环发生取代反应。

(5)腐蚀性 臭氧具有强腐蚀性。因此与之接

触的容器、管路等均应采用耐腐蚀材料或作防腐处理。耐腐蚀材料可用不锈钢或塑料。

2.臭氧的制备

制备臭氧的方法较多,有化学法、电解法、紫外光法、无声放电法等。工业上,—般采用无声放电法制取。

(1)无声放电法原理 无声放电法生产臭氧的原理及装置如图6-10所示。在一对高压交流电极之间(间隙1~3mm)形成放电电场,由于介电体的阻碍,只有极小的电流通过电场,即在介电体表面的凸点上发生局部放电,因不能形成电弧,故称之为无声放电。当氧气或空气通过此间歇时,在高速电子流的轰击下,一部分氧分子转变为臭氧,其反应如下

+-+→+e O e O 22

33O O →

32O O O ?+

上述可逆反应表示生成的臭氧又会分解为氧气,分解反应也可能按下式进行:

232O O O →+

分解速度随臭氧浓度增大和温度提高而加快。在一定浓度和温度下生成和分解达到动态平衡。

理论上,以空气为原料时臭氧的平衡浓度为3%~4%(ω/ω),以纯氧为原料时可达到6%~8%。从经济上考虑,一般以空气为原料时控制臭氧浓度不高于1%~2%,以氧气为原料时则不高于1.7%~4%,这种含臭氧的空气称为臭氧化气。

用无声放电法制备臭氧的理论比电耗为0.95kW ·h/kgO 3,而实际电耗大得多。单位电耗的臭氧产率,实际值仅为理论值的10%左右,其余能量均变为热量,使电极温度升高。为了保证臭氧发生器正常工作和抑制臭氧热分解,必须对电极进行冷却,常用水作为冷却剂。

(2)影响臭氧发生的主要因素

a.对单位电极表面积来说,臭氧产率与电极电压的平方成正比,因此,电压愈高,产率愈高。但电压过高很容易造成介电体被击穿以及损伤电极表面,故一般采用15~20kV 电压。 b .生产臭氧的浓度随电极温度升高而明显下降。为提高臭氧的浓度,必须采用低温水冷电极。

c .提高交流电的频率可以增加单位电极表面积的臭氧产率,而且对介电体的损伤较小。一般采用50~500Hz 的频率。

d .单位电极表面积的臭氧产率与介电体的介电常数成正比,与介电体厚度成反比。因此应采用介电常数大,厚度薄的介电体。一般采用1~3mm 厚的硼玻璃作为介电体。

e.原料气体的含氧量高,制备臭氧所需的动力则少,用空气和用氧气制备同样数量的臭氧所消耗的动力相比,前者要高出后者一倍左右。原料选用空气或氧气,需作经济比较决定。 f .原料气中的水分和尘粒对过程不利,当以空气为原料时,在进入臭氧发生器之前必须进行干燥和除尘预处理。空压机采用无油润滑型,防止油滴带入。干燥可采用硅胶、分子筛吸附脱水,除尘可用过滤器。

(3)臭氧发生系统及接触反应器由于臭

氧不稳定,因此通常在现场随制随用。以空

氧化还原电位

气为原料制造臭氧,由于原料来源方便,所

以采用比较普遍。典型臭氧处理闭路系统如

图6-11所示。

空气经压缩机加压后,经过冷却及吸附

装置除杂,得到的干燥净化空气再经计量进

入臭氧发生器。要求进气露点在-50℃以下,

温度不能高于20℃,有机物含量小于15×

10-6。

臭氧发生器有板式和管式两种。因板式

发生器只能在低压下操作,所以目前多采用

管式发生器。管式发生器的外形像列管式换

热器,内有几十根甚至上百根相同的放电管见图6-10(b)。放电管的两端固定在两块管板上,管外通冷却水,每根放电管均由两根同心圆管组成,外壳为金属管(不锈钢管或铝管),内管

为玻璃管作介电体。电管一端封闭,管内壁镀有银膜或铝膜作电极。不锈钢管及玻璃管内膜与高压电源相联。内、外管之间留有1~3mm 的环形放电间隙。管式发生器可承受O.1MPa(表)

的压力,当以空气为原料,采用50Hz 的电源时,臭氧浓度可达15~20g/m 3。电能比耗为16~

18kW ·h/kgO 3。

水的臭氧处理在接触反应器内进行。常用鼓泡塔、螺旋混合器、蜗轮注入器、射流器等,选择何种反应器取决于反应类型。当过程受传质速度控制时,如无机物氧化、消毒等,应选择传质效率高的螺旋反应器、蜗轮注入器、喷射器等;当过程受反应速度控制时,如有机物和NH 4-N 的去除,应选用鼓泡塔,以保持较大的液相容积和反应时间。

水中污染物种类和浓度、臭氧的浓度与投量、投加位置、接触方式和时间、气泡大小、水温与水压等因素对反应器性能和氧化效果都有影响。

(4)臭氧在水处理中的应用 水经臭氧处理,可达到降低COD 、杀菌、增加溶解氧、脱色除臭、降低浊度几个目的。

臭氧的消毒能力比氯更强。对脊髓灰质炎病毒,用氯消毒,保持O.5~1mg/L 余氯量,需1.5~2h ,而达到同样效果,用臭氧消毒,保持O.045~O.45mg 从剩余03,只需2min 。若初始O 3超过1mg/L ,经1min 接触,病毒去除率可达到99.99%。

某炼油厂利用03处理重油裂解废水,废水含酚4~5mg/L ,CN -4~6mg /L ,S 2-4~5mg/L ,

油15~30mg/L ,COD400~500mg/L 。pH11、水温45℃。投加03280mg/L ,接触12min ,处理

出水含酚0.005mg/L ,CN -0.1~0.2mg/L ,S 2-0.3~0.4mg/L ,COD90~120mg/L,油2~3mg/L 。

将混凝或活性污泥法与臭氧化联合,可以有效地去除色度和难降解的有机物,紫外线照射可以激活O 3分子和污染物分子,加快反应速度,增强氧化能力,降低具氧消耗量。目前臭氧氧化法存在的缺点是电耗大,成本高。

五、氯氧化

氯气是普遍使用的氧化剂,既用于给水消毒,又用于废水氧化。常用的含氦药剂有液氯、漂白粉、次氯酸创、二氧化氯等。各药剂的氧此能力用有效氯含量表示。氧化价大于-l 的那部分氯具有氧化能力,称之为有效氯。作为比较基准,取液氯的有效氯含量为100%。表6-1给出了几种含氯药剂的有效氯含量。

表6-1 纯的含氯化合物的有效氯

化学式

分子量 氯当量molCl 2/mol 含氯量W % 有效氯W % 液氯 Cl 2

71 100 100 漂白粉CaCl(OCl)

127 1 56 56 次氯酸钠NaOCl

74.5 1 47.7 95.4 次氯酸钙Ca(OCl)2

143 2 49.6 99.2 一氯胺 NH 2Cl

51.5 1 69 138 亚氯酸钠NaClO 2

90.5 2(酸性) 39.2 156.8 氧化二氯Cl 2O

87 2 81.7 163.4 二氯胺NHCl 2

86 2 82.5 165 三氯胺NCl 3

120.5 88.5 177 二氧化氯ClO 2 67.5 2.5(酸性) 52.5 262.5 氯气与水接触,发生歧化反应,生成次氯酸和盐酸:

HCl HOCl O H Cl +=+22

次氯酸是弱酸,能在水中发生离解:

氧化还原电位

-++?OCl H HOCl

电离常数为[][]

[]HOCl OCl H K /-+= 由此推得[][]pH K HOCl OCl +=-

lg lg ,可见,HOCl 与OCl

-在溶液中的比例随pH 值而变化,其关系如图6—12

所示。

漂白粉和漂粉精等在水溶液中生成次氯酸根离

子:

()-+-++→Cl Ca OCl OCl CaCl 2

()+-+→222Ca OCl OCl Ca

次氯酸和次氯酸根离子的标准电极电位如下:

在酸性溶液中

O H Cl e H HOCl 22+?++--+ E θ=1.49V

在碱性溶液中

----+?++OH Cl e O H OCl 222 E θ=0.9V

在中性溶液中 E θ=1.2V

由此可见,HOCl 比OCl -的氧化能力强得多。另一方面,HOCl 是中性分子,易接触细菌而实

施氧化,而OCl -带有负电,难以靠近带负电的细菌,虽有氧化能力,但难起消毒作用。因此

氯氧化法在酸性溶液中较为有利。

1.氯消毒

水和废水中都含有一定数量的微生物,有的对人体健康有害。消毒的目的是杀灭致病微生物,防止水致疾病的危害,但并不是彻底杀灭细菌。

氧化剂消毒至少包括两种途径:(1)消毒剂通过细胞壁渗入细胞体,灭活细胞体内的酶蛋白;(2)直接氧化细胞质。

消毒过程是不可逆的,可用下式表示:

DM M D =+

式中的D 代表消毒剂,M 为微生物,DM 为杀死的微生物。研究指出,消毒反应速度与微生物浓度和消毒剂浓度分别呈1次方和n 次方关系,因此速度方程可以表示为: [][][]M D k dt M d n =- (6—5)

在消毒过程中,消毒剂相对于微生物是大量的,因此[D ]可视为常数。积分上式得: [][][]t D k M M n t ?-=0ln (6-6) 式中[M]0、[M]t 分别为起始和t 时刻的微生物浓度。由式(6-6)可知,在一定的消毒效率下,[]t D n

?=c (常数),根据不同消毒剂浓度下的实验数据,可用下式确定浓度指数n :

[][]211

2lg /lg D D t t n = (6-7) n 值的大小表征消毒剂的特性。n >1,表示浓度的增减对消毒效率有很大影响;n <1,表示接触时间比消毒剂的投量影响更大。Berg 指出、用次氯酸消毒,n =0.86,而张师鲁的试验表明n =1.0。

除了上述浓度和时间的影响外,消毒效果和速度还与下列因素有关。

(1)微生物特性 一般而言,病毒对消毒剂的抵抗力较强;有芽孢的比无芽孢的耐力强;寄生虫卵较易杀死,但原生动物中的痢疾内变形虫的胞囊却很难被杀死;单个细菌易杀死,成团细菌(如葡萄球菌)的内部茵体却难于被杀死。

(2)温度 温度通过两个途径对消毒产生影响。第一,温度过高或过低都会抑制微生物的生长活动,直接影响杀菌效率;第二,影响传质和反应速率。一般而言,较高温度对过程有利。

(3)pH 值 pH 值决定了氯系消毒剂的存在形态。低pH 值时,HOCl 或NHC12的量较大,杀菌能力强。有些微生物的表面电荷特性随pH 值变化,而表面电荷可能阻碍带电消毒剂的进入,从而影响消毒效果。

(4)水中杂质 水中的悬浮物能掩蔽菌体,使之不受消毒剂的作用;还原性物质和有机物消耗氧化剂,并生成有害的氯代烃、氯酚等;氨与HOCl 作用生成氯胺。

O H Cl NH HOCl NH 223+?+

O H NHCl HOCl Cl NH 222+?+

NH2Cl 和NHCl 2分别叫做一氯胺与二氯胺。MooRe 指出,NH 2Cl 与NHCl 2的分布由如下平衡式所决定:

+

++?+4222NH NHCl H Cl NH 平衡常数为 [][][][]()C Cl NH H NHCl NH K ??==++25107.652224

利用此平衡常数值,计算出当总氯与总氨的摩尔比为1时,不同pH 值下的NH 2Cl 和NHCl 2分布如图6-12所示。

研究指出,NHCl 2的杀菌力比NH 2Cl 强,如对E.histolytica 孢子,NHCl 2的杀菌能力约为HOCl 的60%,而NH 2Cl 只为22%。氯胺消毒可以认为还是依靠HOCl ,当水中HOCl 消耗后,上式反应向左进行,释出HOCl ,因而氯胺消毒比HOCl 慢。

通常把氯胺中的氯称为化合性氯,对应地,把HOCl 和OCl -中的氯称为游离性氯。

对含氨的给水和废水进行氯化处理,所需加氯量通常由实验确定:在相同水质的一组水样中,分别投加不同剂量的氯或漂白粉、经一定接触时间(15~30min)后,测定水中的余氯量,得到如图6-13所示的余氯量与加氯量的关系曲线。

图中虚线(该线与坐标轴的夹角为45度)表

示水中无杂质时加氯量与余氯量相等。同一加氯

氧化还原电位

量下,虚线与实线的纵坐标差(b)代表水中微生

物和杂质的耗氯量,通常可把实线分成四个区:

在1区内,氯先与水中所含的还原性物质(如NO 2-、

Fe 2+、S 2-等)反应,余氯量为0,在此过程中虽然

也会杀死一些细茵,但消毒效果不可靠。在2区

内,投氯量与氨的摩尔比小于1,投加的氯基本

上都与氨化合成氯胺,以化合性余氮存在。当

Cl 2:NH 3=1时,氯胺量达2区最大(峰点H),2区

有一定消毒效果。3区内仍然是化合性余氯,但

由于加氯量较大,Cl 2:NH 3>1,部分氯胺被氧化

为N 2O 或N 2,化合性余氯量逐渐减少。当Cl 2:NH 3

=2时,氯胺量减至最小值(B 点)。如接触时间

足够长,B 点的余氯量趋于0。到4区,Cl 2:NH 3>2,氯胺不再增加,余氯以游离性氯存在,实线与虚线平行。称B 点为折点,表示余氯存在形式的转折点。

根据上面的分析,氯消毒法按余氯的成分可分为化合性余氯法(氯胺消毒法)和游离性余氯法(折点消毒法)。氯胺消毒作用缓慢,但很持久,且不产生氯酚臭。当水中含氨较少时,需人工加氨或铵盐。折点消毒速度快,并能去除一些产生色、臭、味的有机物。

为了获得可靠而持久的消毒效果,投氯量要满足二个方面的要求。(1)达到消毒指标。我国《生活饮用水卫生标准》GB5749—85规定饮用水中细茵总数小于100个/mL ,大肠杆菌群数小于3个/L 。(2)出水保持一定的余氯量,即在加氯接触30分钟之后,水中游离性余氯不低于0.3mg/L ,在管网末端不低于0.05mg/L 。当余氯量过高时,需进行脱氯处理。当缺乏试验资料时,一般的地面水经混凝沉淀过滤后或清洁的地下水,加氯量可采用 1.O ~

1.5mg/L ,一般的地面水经混凝沉淀而未经过滤时,可采用1.5~

2.5mg/L 。

2.废水氯氧化

氯氧化法广泛用于废水处理中,如医院污水处理,无机物与有机物氧化,废水脱色除臭杀藻等。在氧化过程中,pH 值的影响与在消毒过程中有所不同。加氯量需由试验确定。

(1)含氰废水处理 氧化反应分为两个阶段进行。第一阶段,--→CNO CN ,在pH=10~

11时,此反应只需5分钟,通常控制在10~15分钟。当用Cl 2作氧化剂时,要不断加碱,以维持必要的碱度,若采用NaOCl ,由于水解呈碱性,只要反应开始时调整好pH 值,以后

可不再加碱。虽然CNO -的毒性只有CN -的1/1000左右,但从保证水体安全出发,应进行第二

阶段处理,即将CNO -氧化为NH 3(酸性条件)或N 2(pH8~8.5),反应可在1小时之内完成。

废水中含氰量与完成以上二个阶段反应所需的总氯及NaOH 的量之比,理论值为CN -:Cl 2:NaOH =1:6.8:6.2,实际上,为使CN -完全氧化,常控制CN -:Cl 2=1:8左右。

处理设备主要是反应池及沉淀池。反应池常采用压缩空气搅拌或用水泵循环搅拌。小水量时,可采用间歇操作.设二池,交替反应与沉淀。

(2)含酚废水的处理采用氯氧化除酚,理论投氯量与酚量之比为6:1时,即可将酚完全破坏,但由于废水中存在其他化合物也与氯作用,实际投氯量必须过量数倍,一般要超出10倍左右。如果投氯量不够,酚氧化不充分,而且生成具有强烈臭味的氯酚。当氯化过程在碱性条件下进行时,也会产生氯酚。

(3)废水脱色氯有较好的脱色效果,可用于印染废水,TNT废水脱色。脱色效果与pH 值以及投氯方式有关。在碱性条件下效果更好。若辅加紫外线照射,可大大提高氯氧化效果,从而降低氯用量。

2.加氯设备

氯气是—种有毒的刺激性气体。当空气中氯气浓度达40~60mg/L时,呼吸0.5~1小时即有危险。因此氯的运输、贮存及使用应特别谨慎小心,确保安全。加氯设备的安装位置应尽量地靠近加氯点。加氯设备应结构坚固,防冻保温,通风良好,并备有检修及抢救设备。

氯气一般加压成液氯,用钢瓶装运,干燥的氯气或液氯对铁、钢、铅、铜都没有腐蚀性,但氯溶液对一般金属腐蚀性很大,因此使用液氯瓶时,要严防水通过加氯设备进入氯瓶。与氯瓶出现泄漏不能制止时,应将氯瓶投入到水或碱液中。

由液氯蒸发产生的氯气,可通过扩散器直接投加(压力投加法)或真空投加。在真空下投加,可以减少泄氯危险。国产的加氯机种类很多,使用前应仔细阅读说明书。

对漂白粉等固体药剂需先制成溶液(浓度1%~2%)再投加。投加方法与混凝剂的相同。

氧化还原电位

.采用ZJ型转子加氯机的处理工艺如图6-14所示。

该工艺过程如下:随着污水不断流入,投氯池水位不断升高。当水位上升到预定高度时,真空泵开始工作,抽去虹吸管中的空气,也可用水力抽气,产生虹吸作用。污水由投氯池流入接触池,氧化一定时间之后,达到了预定的处理效果,再排放。当投氯池水位降低到预定位置、空气进入虹吸管,真空泵停,虹吸作用破坏,此时水电磁阀和氯电磁阀自动开启,加氯机开始工作。当加氯到预定时间时,时间继电器自动指示,先后关闭氯、水电磁阀。如此往复工作,可以实现按污水流量成比例加氯。每次加氯量可以由加氮机调节,也可以通过时间继电器改变电磁阀的开启时间来调节。加氯量是否适当,可由处理效果和余氯量指标评定。

六、其他氰化剂氧化

1.高锰酸盐氧化

高锰酸盐也是一种强氧化剂,能与水中的Fe3+、Mn2+、S2-、CN-、酚及其他致臭致味有机物很好地反应,选择适当投量,它能杀死很多藻类和微生物。与臭氧处理—样,出水无异味。其投加与监测均很方便。

国内研究用高锰酸钾去除地面水中的有机物。试验发现,在中性pH值条件下,对有机物和致突变物质的去除率均很高,明显优于在酸性和碱性条件下的效果。反应过程中产生的

新生态水合MnO 2具有催化氧化和吸附作用。用高锰酸钾作为氯氧化的预处理,可以有效地控制氯酚与氯仿的形成。

在稀的中性水溶液中,高锰酸盐氧化硫化氢的化学计算关系为

O H MnO MnO S SO K S H KMnO 22422433234++++?+

与氰离子反应为

()()4.12223232242

=???++???→?++----pH OH MnO CNO OH CN MnO OH C a O H MnO CNO OH CN MnO pH 224141242222++???→?++-

--=--

高锰酸盐对无机物的氧化速度比对一般有机物的氧化快很多,铜离子对氧化反应有明显的催化作用。

2.过氧化氢氧化

过氧化氢与催化剂Fe 2+构成的氧化体系通常称为Fenton 试剂。在Fe 2+催化下,H 2O 2能产

生两种活泼的氢氧自由基,从而引发和传播自内基链反应,加快有机物和还原性物质的氧化。其一般历程为

OH OH Fe O H Fe ?++→+-++3222 O H H Fe O H Fe 22223?++→++++

O H R OH RH 2+?→?+

OH ROH O H R ?+→+22

+-++→?+32Fe OH OH Fe

Fenton 试剂氧化一般在PH3.5下进行,在该pH 值时其自由基生成速率最大。

在H 2O 2过量,Fe 2+50mg/L ,接触24小时条件下,部分有机物的氧化效果如表6-2所示。

过氧化氢与紫外光合并使用可氧化卤代脂肪烃、乙酸盐、有机酸以及炸药等。

通过投加低剂量氧化剂来控制氧化程度。使废水中的有机物发生部分氧化、偶合或聚合,形成分子量不太大的中间产物,从刚改变它们的可生物降解性、溶解性及混凝沉淀性,然后通过生化法或混凝沉淀法去除。该法与深度氧化相比,可人大节约氧化剂用量,降低处理成本。

氧化还原电位

第三节 化学还原法

废水中的某些金属离子在高价态时毒性很大,可用化学还原法将其还原为低价态后分离除去。常用的还原剂有下列几类。

①某些电极电位较低的金属,如铁屑、锌粉等。反应后++→→22,Zn Zn Fe Fe 。

②某些带负电的离子,如NaBH 4中的B 5+

,反应后-+→24BO BH ,再如--→2423SO SO 。

③某些带正电的离子,如FeSO 4或FeCl 2中的Fe 2+,反应后++→32Fe Fe 。 此外,利用废气中的H 2S 、SO 2和废水中的氰化物等进行还原处理,也是有效而且经济的。

一、还原除铬

电镀、冶炼、制革、化工等工业废水中常含有剧毒的Cr 6+,以CrO 42-或Cr 2O 72-形式存在。

在酸件条件(pH <4.2)下,只有CrO 42-存在,在碱性条件(pH >7.6)下,只有CrO 42-存在。

利用还原剂把Cr 6+还原成毒性较低的Cr 3-

,是最早采用的一种治理方法。采用的还原剂有SO 2、H 2SO 3、NaHSO 3、Na 2SO 3、FeSO 4等。

还原除铬通常包括二步。首先,废水中的Cr 2O 72-在酸性条件下(pH <4为宜=与还原剂反

应生成Cr 2(SO 4)3,再加碱(石灰)生成Cr(OH)3沉淀,在pH =8—9时,Cr(OH)3的溶解度最小。亚硫酸—石灰法的反应式如下: ()O H SO Cr SO H O Cr H 23424272243+=+

()()()↓+↓=+432342323CaSO OH Cr OH Ca SO Cr

还原剂的用量与pH 值有关。采用亚硫酸—石灰法,在pH =3~4时,反应进行完全,药

剂用量省,Cr 6+:S =1:1.3~1.5,在PH =6时,反应不完全,药剂较费。Cr 6+:S=1:2~3,

当pH >7时、反应不能进行。

采用硫酸亚铁—石灰流程除铬适用于含铬浓度变化大的场合,且处理效果好,费用较低。当FeSO 4投量较高时,可不加硫酸,因FeSO 4水解呈酸性,能降低溶液的pH 值,也可降低第

二步反应的加碱量。但泥渣量大,出水色度较高。采用此法处理,理论药剂用量为Cr 6+:

FeSO 4.7H 2O=1:16。当废水中Cr 6+浓度大于100mg/L 时,可按理论值投药。小于100mg/L 时,

投药量要增加。石灰投量可按pH =7.5~8.5计算。

还原除铬反应器一般采用耐酸陶瓷或塑料制造,当用SO 2还原时,要求设备的密封性好。 工业上也采用铁屑(或锌屑)过滤除铬。含铬的酸性废水(控制进水pH4~5)进入充填铁

屑的滤柱,铁放出电子,产生Fe 2+,将Cr 6+还原为Cr 3+,随着反应的不断进行,水中消耗了

大量的H +,使OH -离子浓度增高,当其达到一定浓度时,与Cr 3+反应生成Cr(OH)3,少量Fe 3+生成Fe(OH)3,后者具有凝聚作用。将Cr(OH)3吸附凝聚在一起,并截留在铁屑孔隙中。通常滤柱内装铁屑高1.5m ,采用滤速3m/h 。

二、还原法除汞

氯碱、炸药、制药、仪表等工业废水中常含有剧毒的Hg 2+。处理方法是将Hg 2+还原为Hg ,

加以分离和回收。采用的还原剂为比汞活泼的金属(铁屑、锌粒、铅粉、钢屑等)、硼氢化钠和醛类等。废水中的有机汞先氧化为无机汞,再行还原。

采用金属还原除汞,通常在滤柱内进行。反应速度与接触面积、温度、pH 值、金属纯净度等因素有关。通常将金属破碎成2~4mm 的碎屑,并去掉表面污物。控制反应温度20~80℃。温度太高,虽反应速度快,但会有汞蒸气逸出。

采用铁屑过滤时,pH =6.9较好,耗铁量最省;PH <6,则铁因溶解而耗量增大;pH <5,有H 2析出,吸附于铁屑表面,阻碍反应进行。据国内某厂试验,用工业铁粉去除酸性废水

中的Hg 2+,在50~60℃,混合1~1.5h ,经过滤分离,废水除汞90%以上。

采用锌粒还原时,pH 值最好在9~11。虽然Zn 能在较弱的碱液中还原汞,但损失量大增。反应后将游离出的汞与锌结合成锌汞齐,通过干馏,可回收汞蒸气。

用铜屑还原时,pH 值在1~10均可,此法一般应用在废水含酸浓度较大的场合。如蒽醌磁化法制蒽醌双磺酸,用HgSO 4作催化剂,废酸浓度达30%,含汞600~700mg /L 。采用铜屑过滤法除汞、接触时间不低于40min ,出水含汞量小于10mg/L 。

据国外资料,用NaBH 4可将Hg 2+还原为Hg 。

---++↑+↓=++224232BO H Hg OH BH Hg

此反应要求PH=9~11,浓度12%NaBH4溶液投加入碱性废水中,与废水在固定螺旋混合器中混合反应,生成的汞粒(粒径约10μm)送水力旋流器分离,含汞渣再真空蒸馏,能回收80%~90%的汞,残留于溢流水中的汞,用孔径为5μm 的滤器过滤,出于残留汞低于0.01mg/L 。排气中的汞蒸气用稀硝酸洗涤,返回原废水进行二次回收。据报道,1kgNaBH 4可回收2kgHg 。 第四节 电 解

一、基本原理

电解是利用直流电进行溶液氧化还原反应的过程。废水中的污染物在阳极被氧化,在阴极被还原,或者与电极反应产物作用,转化为无害成分被分离除去。目前对电解还没有统一的分类方法,一般按照污染物的净化机理可分为电解氧化法、电解还原法、电解凝聚法和电解浮上法;也可以分为直接电解法和间接电解法。按照阳极材料的溶解特性可分为不溶性阳

极电解法和可溶性阳极电解法。

利用电解可以处理:(1)各种离子状态的污染物,如CN -、AsO 2-、Cr 6+、Cd 2+、Pb 2+、Hg

2+等;(2)各种无机和有机的耗氧物质,如硫化物、氨、酚、油和有色物质等;(3)致病微生物。

电解法能够一次去除多种污染物,例如,氰化镀铜废水经过电解处理,CN -在阳极氧化

的同时,Cu 2+在阴极被还原沉积。电解装置紧凑,占地面积小,节省一次投资,易于实现自

动化。药剂用量少。废液量少,通过调节槽电压和电流,可以适应较大幅度的水量与水质变化冲击。但电耗和可溶性阳极材料消耗较大,副反应多,电极易钝化。

电解消耗的电量与电解质的反应量间的关系遵从法拉第定律:(1)电极上析出物质的量正比于通过电解质的电量;(2)理论上,1法拉第电量可析出1摩尔的任何物质。即

It M W nF

D == (6—8)

式中D 是通过电解池的电量,它等于电流强度I (A)与时间t (h)的乘积,单位为F ,1F=96500库仑=26.8安培小时。W 和M 分别为析出物重量(g)和摩尔量,n 为反应中析出物的电子转移数,M W n 即为析出的摩尔数。 实际电解时,常要消耗一部分电量用于非目的离子的放电和副反应等。因此,真正用于目的物析出的电流只是全部电流的一部分,这部分电流占总电流的百分率称为电流效率,常用η%表示。

%1008.26%100%???=?=t I M Gn W G η (6—9)

式中G 为实际析出的物质量(g)。当已知公式中各参数时,可以求出一台电解装置的生产能力。

例如,一台600×180×38mm 石墨板为阳极,有10组双电极串联的电解食盐水发生NaOCl

装置。阳极电流密度i 为50mA/cm 2。如以40%的电流效率计算,则电解装置每昼夜可处理

含氰10mg/L 的废水多少吨?题中电流密度i 指单位电被面积上所通过的电流数量(A/m 2)。

首先,根据法拉第定律,每通过1库仑电量可产生1.323gCl 2。假定输出的电流全部用以产生Cl 2,则一昼夜的产氯量为

g W 08.17146241018.06.010*********.14

=??????=

如果产生的Cl 2全部用以产生次氯酸盐.则出反形式:

O H Cl OCl OH Cl 222++?+--

知17146.08gCl 2可产生18003.38gNaOCl 。然而实际上有部分氯气会逸出或发生副反应,所通电流只有40%用于产生NaOCl ,即只能得到0.4×18003.38=7201.35gNaOCl 。如果此量全

部用于氧化CN -,按反应式:

----+=+CNO Cl CN OCl 1molNaOCl 可氧化1molCN -,则7201.35gNaOCl 可去除2513.22gCN -,现废水含氰10g/m 3,这

台电解装置运转一昼夜可处理废水2513.2/10=251.3m 3。

电流效率是反映电解过程特征的重要指标。电流效率愈高,表示电流的损失愈小。电解槽的处理能力取决于通入的电量和电流效率。两个尺寸大小不同的电解槽同时通入相等的电流,如果电流效率相同,则它们处理同一废水的能力也是相同的。影响电流效率的因素很多。

仍以石墨阳极电解食盐水产生NaOC1过程来分析。除了2Cl Cl →-的主过程以外,还伴随着下列次要过程和副反应:(1)阳极OH -放电析出O 2;(2)因存在浓差极化现象,阳极表面因H

+

积累受到侵蚀,[]2CO C O →+;(3)OCl -变为ClO 3-;(4)OC1-被还原为Cl -;(5)C12逸出;(6)

盐水中SO 42-放电析出O 2;(7)电化学腐蚀等。这些过程的存在均使电流效率降低。实际运行表明,η随Cl 2中CO 2含量和溶液PH 值的增加而下降,随电流密度和极水比(阳极面积与电解液体积之比)增加而提高。

为了使电流能通过并分解电解液,电解时必须提供一定的电压。电解的电能消耗等于电量与电压的乘积。

一个电解单元的极间工作电压U 可分为下式中的四个部分:

Ej IR E E U s +++=过理 (6-10)

式中E 理为电解质的理论分解电压。当电解质的浓度、温度已定,E 理值可由能斯持方程计算,为阳极反应电位与阴极反应电位之差。E 理是体系处于热力学平衡时的最小电位,实际电解发生所需的电压要比这个理论值大,超过的部分称为过电压。过电压包括克服浓差极化的电压。影响过电压的因素很多,如电极性质、电极产物、电流密度、电极表面状况和温度等。当电流通过电解液时,产生电压损失IR s ,R s 为溶液电阻。溶液电导率越大,极间距越小,R s 愈小。工作电流I 愈大,工作电压也愈大。最后一项为电极的电压损失,电极面积越大,极间距越小,电阻率越小,则R j 越小。

由上述分析可知,为降低电能能耗,必须选用恰当的阳极材料,设法减小溶液电阻和副反应,防止电解槽腐蚀。

二、电解氧化还原

电解氧化是指废水污染物在电解槽的阳极失去电子,发生氧化分解,或者发生二次反应,即电极反应产物与溶液中某些成分相互作用,而转变为无害成分。前者是直接氧化,后者则

为间接氧化。利用电解氧化可处理阴离子污染物如CN -、[Fe(CN)6]3-、[CD(CN)4]2+和有机物,

如酚、微生物等。

电解还原主要用于处理阳离子污染物,如Cr 6+、Hg 2+等。目前在生产应用中,都是以铁

板为电极,由于铁板溶解,金属离子在阴极还原沉积而回收除去。

本章仅举三例。

1.电解除氰

电镀等行业排出的含氰和重金属废水,按浓度不同大致分为三类:(1)低氰废水,含CN

-低于200mg/L ;(2)高氰废水,含CN -200~1000mg/L ;(3)老化液,含CN -1000~10000mg/L 。

电解除氰一般采用电解石墨板做阳极,普通钢板做阴极,并用压缩空气搅拌。为提高废水电导率,宜添加少量NaCl 。

在阳极上发生直接氧化反应:

2210N CO OCN CN pH +→??→?-≥- 间接氧化:Cl -在阳极放电产生Cl 2,Cl 2水解成HOCl ,OCl -氧化CN -为CNO -

,最终为N 2和CO 2。若溶液碱性不强,将会生成中间态CNCl 。

在阴极发生析出H2和部分金属离子的还原反应: Ag Ag Cu Cu H H →→→+++,,22等。

电解条件由含氰浓度、氧化速度、电极材料等因素确定。对低氰废水,可参照表6-3选择。

氧化还原电位

中电解历时相应乘以1.25或O.85。

2.当废水中含氰浓度为表中所列数值之间时,可按接近商值浓度采用电解历时.

3.食盐投加量:当CN -为50~100mg/L 时,1.0~1.5g/L;当CN -为100~200mg/L 时。1.5~2.0g/L 。

电解除氰有间歇式和连续式流程,前者适用于废水量小,含氰浓度大于100mg/L ,且水质水量变化较大的情况,反之,则采用连续式处理。连续流程如图6-15所示。调节池和沉淀池停留时间各为1.5~2.0h ,在间歇流程中,调节和沉淀也在电解槽中完成。

氧化还原电位

据国内一些实践经验,当采用翻腾式电解槽处理含氰废水,极板净距为18~20mm ,极

水比为2.5dm 2/L ,电解时间20~30min ,阳极电流密度0.31~1.65A/dm 2,投加食盐2~3g/L ,

直流电压3.7~7.5V 时,可使CN -从25~100mg/L 降至0.1mg/L 以下。当废水含CN -为25mg/L

时,电耗约1.2kW ·h/m 3水,当CN -为100mg/L 时,电耗约5~10kW ·H/m 3水。

3.电解除铬

Cr 6+(以Cr 2O 72-或CrO 4-形式存在)在电解槽中还原有两种方式:

在阳极: +-→-22Fe e Fe

O H Fe Cr H Fe 2332272762146O

Cr ++→++++++-

在阴极少量Cr 6+直接还原:

O H Cr H e 2327272146O Cr +=++++-- 上述两组反应都要求酸性条件。电解过程中H +大量消耗,OH -逐渐增多,电解液逐渐变

为碱性(pH7.5~9),并生成稳定的氢氧化物沉淀: ()()↓=+↓

=+-+-+333333OH Fe OH Fe OH Cr OH Cr

理论上还原lgCr 6+需电量3.09Ah ,实际值约为3.5~4.0Ah 。电解过程中投加NaCl ,能增加溶液电导率,减少电能消耗。但当采用小极距(<20mm =,处理低铬废水(<50mg/L =,可以不加NaCl 。采用双电极串联方法,可以降低总电流,节约整流设备的投资。据国内某

厂经验,当极距20~30mm ,极水比3~2dm 2/L ,投加食盐0.5~2.0g/L 时,将含铬50及l00mg/L

的废水处理到0.5mg/L 以下,电耗分别为0.5~1.0及1~2kW.h/m 3水。

利用电解法氧化还原上述废水,效果稳定可靠,操作管理简单,但需要消耗电能和钢材,运转费用较高。

3.次氯酸钠发生器及应用

次氯酸钠发生器是一种定型化的电解含盐水产生NaOCl 的装置,主要用于各种给水、废水消毒和氧化处理。由于采用了先进的金属阳极技术,使设备小,效率高,成本低。与传统的液氯、漂白粉等消毒工艺相比,现场制取的NaOCl 活性高,随制随用,处理效果好;操作安全可靠,不会发生逸氯或爆炸事故。

次氯酸钠发生器由电解槽、整流电源、贮液箱和溶盐系统组成。电解槽是发生器的核心部件,多用管式电极。阳极或其镀层为Pt 、Ru ,Ir 或其氧化物。最新研究认为PbO 2阳极具有较高的电流效率。

表6-4列出了几种系列的NaOCl 发生器技术性能。

氧化还原电位

国外目前使用的次氯酸钠发生器有日本的层流型发生器、美国的派普康(Pepcon)装置和英国的克格罗派克(Chloropac)装置。层流型发生器的电解槽中食盐水的流态为层流,雷诺数500以下。它的电流效率较高,槽电压很低。Pepcon装置的关键部件是Pepcom专利阳极,是在石墨或钛基体上镀二氧化铅。克氏池管由三个铁筒组成环形电解池,外筒内表面镀上一种专用的铂合金,使用寿命可达好几年。

次氯酸钠发生器使用广泛,可供印染厂、造纸厂以及使用氯消毒或杀菌的工厂如烟厂、洗瓶厂等使用。用于处理各种生活污水和医院废水,能大量杀灭病毒和细菌。

医院废水处理工艺类似于图6-14。对于每天排放200m3废水的医院,设计沉淀调节池30m2,废水在池内停留2.4h;设计一次虹吸量为12.5m3/h,虹吸高度2.4m,接触反应池12.5m3,接触时间1h。处理后出水达到医院污水排放标准,余氯控制不少于4~5mg/L。

三、电解凝聚与电解浮上

采用铁、铝阳极电解时,在外电流和溶液作用下,阳极溶解出Fe3+、Fe2+或A13+。它们分别与溶液中的OH-结合成不溶于水的Fe(OH)3、Fe(OH)2、Al(OH)3。这些微粒对水中胶体粒子的凝聚和吸附活性很强。利用这种凝聚作用处理废水中的有机或无机胶体的过程叫电解凝聚。当电解槽的电压超过水的分解电压时,在阳极和阴极将产生O2和H2,这些微气泡表面积很大,在其上升过程中易黏附携带废水中的胶体微粒、浮化油等共同浮上。这种过程叫电解浮上。在采用可溶性阳极的电解槽中。凝聚和浮上作用是同时存在的。

利用电解凝聚和浮上、可以处理多种含有机物、重金属废水。表6-5列出了四种废水处理的工艺参数,制革废水和毛皮废水的处理效果列于表6-6。

氧化还原电位

氧化还原电位

聚处理后,上述水质指标分别降低90%--95%、70%和70%。电镀废水经过氧化、还原和中和处理后,再用电解凝聚作补充处理,可使各项指标均达到排放与回收标准.

四、电解槽的设计

1.电解槽的分类

一般工业废水连续处理的电解槽多为矩形。按槽内的水流方式可分为回流式与翻腾式两种。按电极与电源母线联接方式,可分为单极式与双极式。

氧化还原电位

图6-16为单电极回流式电解槽。槽中多组阴、阳电极交替排列,构成许多折流式水流通道。电极板与总水流方向垂直、水流沿着极板间作折流运动,因此水流的流线长、接触时间长,死角少,离子扩散与对流能力好、阳极钝化现象也较为缓慢。但这种槽型的施工检修以及更换极板比较困难。

图6-17为翻腾式电解槽。槽中水流方向与极板面平行,水流在槽中极板间作上下翻腾流动。这种槽型电极利用率较高,施工、检修、更换极板都很方便。极板分组悬挂于槽中,极板(主要是阳极板)在电解消耗过程中不会引起变形,可避免极板与极板、极板与槽壁互相接触。从而减少了漏电现象。实际生产中多采用这种槽型。

氧化还原电位

电解槽电源的整流设备应根据电解所需的总电流和总电压进行选择。电解所需的电压和电流,既取决于电解反应,也取决于电极与电源的连接方式。

对单极式电解槽,当电极串联后,也可用高电压、小电流的电源设备,若电极并联,则要用低电压,大电流的电源设备。采用双极式电解槽仅两端的极板为单电板,与电源相联。中间的极板都是感应双电极,即极板的一面为阳极,另一面为阴极。双极式电解槽的槽电压决定于相邻两单电极的电位差和电极对的数目。电流强度决定于电流密度以及一个单电极(阴极或阳极)的表面积,与双电极的数目无关。因此,可采用高电压,小电流的电源设备,投资少。另外,在单极式电解槽中,有可能由于极板腐蚀不均匀等原因造成相邻两极板接触,引发短路事故。而在双极式电解槽中极板腐蚀较均匀,即使相邻极板发生接触,则变为一个双电极,也不会发生短路现象。因此采用双极式电极可缩小板间距,提高极板的有效利用率,降低造价和运行费用。

2.电解槽的工艺设计

电解槽的设计,主要是根据废水流量及污染物种类和浓度,合理选定极水比、极距、电流密度、电解时间等参数,从而确定电解槽的尺寸和整流器的容量。

(1) 电解槽有效容积V

()360m QT V = (6-11)

式中 Q ——废水设计流量,m 3/h ;

T ——操作时间,min 。

对连续式操作,T 即为电解时间,一般为20~30分。对间歇式操作,T 为轮换周期,包括注水时间,沉淀排空时间和电解时间,一般为2~4h 。

(2)阳极面积A 阳极面积A 可由选定的极水比和已求出的电解槽有效容积V 推得,也可由选定的电流密度i 和总电流I 推得。

(3)电流I 电流I 应根据废水情况和要求的处理程度由试验确定。对含Cr 6+废水,也可

用下式计算:

()A S KQc T ???=/ (6-12)

式中 K ——每克Cr 6+还原Cr 3+

所需的电量,A ·h/gCr ,一般为4.5A ·h/gCr 左右; c ——废水含Cr6+浓度,mg/L;