頭孢類抗生素生產(chǎn)廢水成分復(fù)雜、生物毒性大、含有多種高濃度生物抑制物質(zhì)。目前國(guó)內(nèi)外處理這類廢水主要采用好氧、厭氧或厭氧+ 好氧的生物處理方法。由于廢水中含有大量的生物毒性物質(zhì), 如直接采用上述的生物處理法, 微生物難以培養(yǎng)和生存,處理難度較大〔1〕, 所以必須進(jìn)行預(yù)處理, 以達(dá)到減少生物毒性物質(zhì)干擾的目的。
鐵屑法是利用金屬腐蝕原理, 形成原電池對(duì)廢水進(jìn)行處理的工藝, 我國(guó)從20 世紀(jì)80年代就(就字為避免系統(tǒng)攔截所加,原文沒有)開始這一領(lǐng)域的研究〔2 〕, 已有不少文獻(xiàn)報(bào)道。特別是近年來, 進(jìn)展較快, 在印染廢水、電鍍廢水、制藥廢水、石油化工廢水、含砷及含氰廢水治理方面相繼有研究報(bào)道, 有的已投入實(shí)際運(yùn)行。一般的鐵屑法是將廢鑄鐵屑與惰性電極放在一起, 形成鐵- 惰性電極原電池, 通過鐵屑腐蝕發(fā)生的一系列化學(xué)反應(yīng)來達(dá)到處理廢水的目的, 也叫內(nèi)電解法或者腐蝕電池法, 一般由活性炭〔3〕、煙道灰〔4〕、瓦斯灰〔5〕作為惰性電極。該方法存在處理速度慢, 活性炭、煙道灰和瓦斯灰難于與水分離, 鐵屑容易板結(jié)等不足, 阻礙了其工程規(guī)模應(yīng)用的進(jìn)度。為了解決上述鐵屑法的不足, 筆者首次嘗試提出了鐵- 氧電池法, 即將廢鑄鐵屑放入盛有抗生素廢水的反應(yīng)器中, 從反應(yīng)器下端用空氣泵鼓入空氣, 其中的氧氣與鐵屑形成了Fe - O 腐蝕電池,從而加速鐵的腐蝕速度, 以求在常規(guī)條件下滿足抗生素廢水 處理的要求。
1 實(shí)驗(yàn)方法
1.1 原理
鑄鐵中的碳化鐵為極小的顆粒, 分散在鐵內(nèi), 因此, 當(dāng)鑄鐵浸入水中時(shí), 就構(gòu)成了成千上萬(wàn)細(xì)小的微電池, 純鐵為陽(yáng)極, 碳化鐵為陰極, 發(fā)生電池反應(yīng), 在酸性介質(zhì)和充氧的情況下鐵最易腐蝕, 即曝氣加速了鐵的腐蝕。電極反應(yīng)生成的產(chǎn)物具有較高的化學(xué)活性。在酸性溶液中, 電極反應(yīng)所產(chǎn)生的大量新生態(tài)的Fe2+提高了Fe2+和抗生素廢水中的許多組分發(fā)生氧化還原作用的速度, 使大分子物質(zhì)更快地分解為小分子的中間體, 使某些難生化降解的化學(xué)物質(zhì)轉(zhuǎn)變成容易生化處理的物質(zhì), 提高了廢水的可生化性〔1〕。
由于Fe2+的不斷生成能有效地克服陽(yáng)極的極化作用, 從而促進(jìn)鐵的電化學(xué)腐蝕, 使大量的Fe2+進(jìn)入溶液。隨著pH 的升高, 溶液中Fe2+形成Fe(OH) 2 和Fe(OH) 3 膠體, 并進(jìn)一步水解成鐵的單核絡(luò)合物沉淀〔6〕。這種絡(luò)合物具有較高的吸附絮凝活性, 能有效吸附抗生素廢水中的有機(jī)物質(zhì), 另外, 鐵屑層具有良好的過濾作用, 反應(yīng)生成的膠體不但可以強(qiáng)化鐵屑層的過濾吸附作用, 而且產(chǎn)生新的膠粒, 其中心膠核是許多Fe (OH) 3 聚合而成的有巨大比表面積的不溶性粒子, 這就使它易于吸附、裹挾大量的有害電解質(zhì), 并可和各種金屬發(fā)生共沉淀作用, 從而達(dá)到去除的目的。
1.2 實(shí)驗(yàn)
反應(yīng)裝置如圖1 所示。
取一定質(zhì)量的鐵屑, 裝入反應(yīng)柱中，取一定體積的廢水( 濟(jì)南市某制藥公司頭孢類抗生素廢水) , 主要污染物有三乙胺、四噻唑乙酸、三甲基乙酸、二甲基乙酰胺、二氯甲烷、丙酮、異丙酸、乙醇、醋酸鈉/醋酸、無機(jī)氯化物等。水質(zhì)特征: COD 20 ～40 g/L,BOD5 4.3 ～8.9 g/L, pH 2 ～4。用質(zhì)量分?jǐn)?shù)10%的鹽酸和4 mol /L 的氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)廢水的pH 后, 注入反應(yīng)柱中, 用空氣泵曝氣一定時(shí)間后, 把廢水倒出,靜置后取上清液。用重鉻酸鉀法測(cè)其COD,稀釋接種法測(cè)BOD5〔7〕。
2 結(jié)果與討論
2.1 實(shí)驗(yàn)結(jié)果
為盡快確定最佳工藝條件和影響處理效率的主要因素, 選取鐵屑質(zhì)量(m) 或廢水體積(V) 、曝氣時(shí)間( t) 、pH 等因素, 每一因素各選三個(gè)水平套用正交表L9( 34) 進(jìn)行正交試驗(yàn)〔8〕, 結(jié)果見表1。
由表1可以看出, 影響COD去除率的各因素的順序依次為: 曝氣時(shí)間> 鐵屑質(zhì)量> 廢水體積>pH。即曝氣時(shí)間和鐵屑質(zhì)量是主要因素, 對(duì)處理結(jié)果影響較大, pH 的影響最小。又由表1 的極差分析可知, pH 越低, COD 去除率越高。考慮到原水是酸性廢水( pH 2 ～4) , 因此在以后的試驗(yàn)中可不調(diào)節(jié)pH,直接注入原廢水。
2.2 討論
2.2.1 可生化性提高的確定
在鐵屑質(zhì)量為100 g、曝氣時(shí)間50 min、廢水體積為60 mL 的條件下用鐵- 氧電池進(jìn)行預(yù)處理, 結(jié)果表明可生化性(BOD5 /COD) 由難生化( 0.22) 提高至可生化( 0.37) , 廢水可生化性得到了較明顯的改善( 見表2) 。
2.2.2 曝氣時(shí)間對(duì)COD 去除率和可生化性的影響從表1 中的極差分析可知, 處理時(shí)間越長(zhǎng)COD去除率越高, 為進(jìn)一步確定最佳處理時(shí)間, 又進(jìn)行了單一因素試驗(yàn)。在鐵屑質(zhì)量100 g 和廢水體積60 mL條件下, 考察了曝氣時(shí)間對(duì)處理效果的影響, 結(jié)果見圖2。
由圖2可知, 曝氣時(shí)間越長(zhǎng)COD 去除率越大,BOD5 /COD 提高越顯著, 曝氣時(shí)間為90 min 時(shí),COD 去除率為73%, BOD5 /COD 達(dá)到了0.53, 當(dāng)曝氣時(shí)間> 90 min 時(shí), 其增長(zhǎng)速率變緩, 考慮到實(shí)際運(yùn)行時(shí), 處理時(shí)間越短越好,因此預(yù)處理時(shí)間選用90 min。
2.2.3 鐵屑質(zhì)量對(duì)COD 去除率和可生化性的影響在處理時(shí)間為50 min 和廢水體積為60 mL 的條件下, 改變鐵屑質(zhì)量對(duì)廢水進(jìn)行預(yù)處理, 結(jié)果見圖3。
由圖3 可看出, 隨著鐵屑質(zhì)量的增加, COD 去除率增加的幅度較大, 可生化性雖然提高, 但增加幅度較小, 且當(dāng)鐵屑質(zhì)量> 100 g 時(shí)增長(zhǎng)速率變緩。況且實(shí)際運(yùn)行時(shí)鐵屑質(zhì)量越大, 成本越高, 因此綜合考慮認(rèn)為選擇100 g 為宜。在實(shí)際應(yīng)用中, 鐵屑可長(zhǎng)期使用, 只要保持60mL 廢水用100 g 鐵屑的配比即可。
2.2.4 最佳工藝條件及預(yù)處理總效果
由以上結(jié)果可得出最佳工藝條件: 廢水體積為60 mL 時(shí), 鐵屑質(zhì)量100 g、處理時(shí)間90 min、pH 2～4。廢水在此條件下經(jīng)過預(yù)處理后, COD 去除率達(dá)73.0%, BOD5 /COD 提高到0.53, 水質(zhì)大為改善, 為進(jìn)一步的生化處理奠定了基礎(chǔ)。
3 結(jié)論
鐵- 氧電池法和一般鐵屑法相比較, 鐵屑腐蝕加快, 微電解反應(yīng)速率提高, 不需惰性電極且可防止鐵屑結(jié)塊、鈍化。在處理抗生素廢水時(shí), 處理時(shí)間對(duì)出水水質(zhì)影響最大, 其次是鐵屑質(zhì)量、廢水體積, pH影響較小。最佳工藝條件為: 廢水體積為60 mL 時(shí),鐵屑質(zhì)量100 g、曝氣時(shí)間90 min、pH 2 ～4。鐵- 氧電池法既可中和廢水的酸性, 又可還原有機(jī)污染物, 并通過絮凝沉淀等作用去除了部分有機(jī)物, 減小了有毒物質(zhì)的濃度, 顯著提高了廢水的可生化性, 有利于進(jìn)一步的生化處理, 是十分有效的預(yù)處理手段。 |
