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铬是一种易致癌、致突变和高毒性的环境污染物[1],环境中铬含量主要来自于电镀、冶金和制革行业等工业活动废水的排放[2]。铬主要为Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),Cr(Ⅲ)可以通过简单加碱沉淀的方法予以去除。相较而言,Cr(Ⅵ)毒性是Cr(Ⅲ)的100倍,且高迁移性使得Cr(Ⅵ)更容易在生物体和人体中积累,对生态环境及人体健康造成了严重的威胁[3-4]。当前含铬废水的处理方法主要有离子交换法[5]、膜分离法[6]和化学还原法[7]等,然而大量实践表明,这些处理方法仍然存在处理费用高和较严重的二次污染问题。目前,高毒性的Cr(Ⅵ)向低毒性的Cr(Ⅲ)转化的高效还原方法,由于降低了其对环境的危害,已成为是含铬废水处理的研究热点之一。高级还原技术(ARPs)是在高级氧化技术(AOPs)基础上发展起来的,区别在于前者可产生还原性自由基,包括水合电子(
e−aq )、原生态氢(H · )和二氧化碳阴离子自由基(CO⋅−2 )等。近年来,对于CO⋅−2 的研究屡有报道[8-9],CO⋅−2 被证实是一种强还原性自由基,氧化还原电位为−1.9 V[10],目前有研究[11-12]表明,CO⋅−2 可以与Hg(Ⅱ)、取代苯化合物[13]、四氯化碳[10]、Cr(Ⅵ)[14]等反应,且均具有较好的还原去除效果。有研究[13]表明,CO⋅−2 产生的主要方法为向AOPs体系中加入甲酸或者甲酸盐,使含有SO⋅−4 、HO · 的氧化性体系转化为还原性体系(如式(1)和式(2)所示),进而对高氧化态的污染物表现出明显的去除效果。JIANG等[15]向过碳酸钠/Fe(Ⅱ)和过氧化钙/Fe(Ⅱ)类芬顿体系中加入HCOOH之后,可以明显降解四氯化碳。REN等[14]在Cr(Ⅵ)、Na2S2O8和HCOO−初始浓度分别为50、30和30 mmol·L−1,反应温度为70 ℃条件下,热活化Na2S2O8/HCOO−体系,反应240 min之后,Cr(Ⅵ)去除率可以达到99%。本研究采用紫外(UV)活化过硫酸盐(PS)/甲酸(FA)体系还原高浓度Cr(Ⅵ),利用UV、UV/PS和UV/PS/FA体系对Cr(Ⅵ)还原效果的对比,结合电子自旋共振(ESR)对体系中产生的主要自由基进行了检测分析,研究了UV/PS/FA体系的活化机制及其对Cr(Ⅵ)的还原机制,并考察体系主要反应条件以及复杂水体环境中天然有机物(NOM)、无机阴离子对体系还原Cr(Ⅵ)的影响,以期为高浓度Cr(Ⅵ)还原提供新型高效的、实用性较强的均相光催化处理方法。
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丙酮(C3H6O)、硝酸钠(NaNO3)、氯化钠(NaCl)、碳酸氢钠(NaHCO3)、硫酸(H2SO4)、磷酸(H3PO4)、氢氧化钠(NaOH)、甲酸(HCOOH)、二苯碳酰二肼(C13H14N4O)、过硫酸钠(Na2S2O8)均为分析纯;重铬酸钾(K2Cr2O7)为优级纯;腐植酸(黄腐酸FA≥90%)。
紫外分光光度计(TU-1901,北京普析通用仪器有限责任公司)、光催化反应仪(PL-02,北京普林塞斯科技有限公司)、pH计(PHS-3C,上海天达仪器有限公司)、ESR检测仪(A300,布鲁克)。
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用重铬酸钾和去离子水配置模拟不同浓度的Cr(Ⅵ)废水。采用石英玻璃圆底试管作为反应瓶(V=50 mL),先将一定浓度的PS、FA和模拟废水取至反应瓶混合均匀,置于光催化反应仪里,开启磁力搅拌(400 r·min−1)和紫外光源(P=500 W)进行反应(预开启紫外灯管30 min保证光强稳定),按照既定时间取样分析,每组实验另外设置2个平行实验组。
Cr(Ⅵ)含量采用二苯碳酰二肼分光光度法(GB 7467-1987)测定;采用ESR进行检测分析主要自由基种类,ESR检测条件:中心磁场为350.00 mT;扫描宽度为15.00 mT;扫描时间为30.00 s;微波功率为3.99 mW;调制幅度为0.10 mT;转化时间为40.00 s。
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在Cr(Ⅵ)初始浓度为200 mg·L−1条件下,分别对比了单独UV、UV/PS和UV/PS/FA体系对Cr(Ⅵ)的还原效率,实验结果如图1所示。由图1可知,当PS和FA分别为20 mmol·L−1和40 mmol·L−1,初始pH为2.4(未调节),单独UV和UV/PS体系在50 min内对Cr(Ⅵ)没有还原去除效果;当向UV/PS体系中加入FA之后,在50 min内Cr(Ⅵ)的去除率高达100%。由此可见,UV/PS/FA体系对高浓度Cr(Ⅵ)具有很好的去除效果。
有研究表明,水分子在真空紫外(VUV,λ=185 nm)照射的条件下能够产生具有还原性的原生态氢(H · )和水合电子(
e−aq )[16-19],见式(3)~式(5)。为避免H · 和e−aq 对本体系带来的干扰,实验所用紫外光波长范围为200~350 nm,故单独UV对Cr(Ⅵ)不存在还原效果。UV活化PS过程中会产生SO⋅−4 和HO · ,加入FA之后,Cr(Ⅵ)去除效果明显增强,这是由于FA可以与SO⋅−4 反应产生CO⋅−2 ,通过CO⋅−2 与Cr(Ⅵ)的相互作用,进而高效还原Cr(Ⅵ)为Cr(Ⅲ)。 -
为了进一步探明UV/PS/FA的活化机制及对Cr(Ⅵ)的还原机理,以DMPO为自由基捕获剂,采用ESR对体系中的自由基进行了检测分析。在PS浓度为20 mmol·L−1条件下,通过改变FA和Cr(Ⅵ)的浓度,以UV照射15 min所捕获的自由基信号峰强度为依据,考察了自由基信号强度与FA浓度、Cr(Ⅵ)浓度之间的变化关系,结果如图2所示。由ESR表征结果可知,图2(a)~图2(c)均出现了明显且强度相同的DMPO-
CO⋅−2 加合物信号峰,与LIU等[20]和VILLAMENA等[21]报道的DMPO-CO⋅−2 加合物峰值相一致,从而证实了UV/PS/FA体系确实可以产生CO⋅−2 。通过比较图2(a)和图2(b)可知,在没有Cr(Ⅵ)干扰的条件下,FA浓度由10 mmol·L−1上升至40 mmol·L−1时,UV/PS/FA体系中出现的DMPO-CO⋅−2 加合物信号峰强度得到明显提高,这表明升高FA浓度可以提高CO⋅−2 产率,证明FA直接参与了CO⋅−2 的生成反应。由图2(b)和图2(c)可以看出,UV/PS/FA体系中有Cr(Ⅵ)存在时,DMPO-CO⋅−2 加合物信号峰强度明显减弱,这说明体系中产生的CO⋅−2 可以与Cr(Ⅵ)发生反应,并将Cr(Ⅵ)还原去除,初步推断反应机理如图3所示。 -
当初始Cr(Ⅵ)浓度为200 mg·L−1,FA浓度为40 mmol·L−1,PS浓度为10~25 mmol·L−1时,反应在60 min内,Cr(Ⅵ)去除率的变化情况如图4所示。从图4可以看出,当PS浓度为10 mmol·L−1时,在40 min内Cr(Ⅵ)去除率仅为35.2%;当PS增加为25 mmol·L−1时,Cr(Ⅵ)去除率提高至100%,PS对Cr(Ⅵ)的还原具有明显的促进效果。导致上述结果的主要原因是:随着PS浓度的增加,体系可以产生更多的
SO⋅−4 [22],而随着SO⋅−4 的增加,提高了FA的利用率,加快了体系产生CO⋅−2 的速率,进而增强了Cr(Ⅵ)还原的效率。 -
初始Cr(Ⅵ)浓度为200 mg·L−1、PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1时,考察在60 min内,随着初始pH改变,Cr(Ⅵ)去除率的变化趋势,实验结果见图5。反应前后体系pH存在微弱改变,由图5可知,随着pH由2.4升高到9.0时,Cr(Ⅵ)还原效率呈现明显的下降趋势。当pH=2.4时,在50 min内Cr(Ⅵ)可以完全被去除;当pH=9.0时,Cr(Ⅵ)在50 min内的去除率仅为16.8%。这说明UV/PS/FA在酸性条件下具有较好的还原效果,而在中性尤其是碱性条件下,还原性能会受到明显抑制。这是因为FA的pKa=3.75,改变体系pH会影响FA在溶液中的存在形态,即分子态(HCOOH)或离子态(HCOO−),两者与
SO⋅−4 的反应速率常数存在差异性,FA分子态更容易与SO⋅−4 反应产生CO⋅−2 [20],因此,随着pH的升高,Cr(Ⅵ)还原效率逐渐降低。 -
图6为初始Cr(Ⅵ)浓度为200 mg·L−1、PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1,水中常见阴离子Cl−、
HCO−3 和NO−3 对UV/PS/FA体系降解Cr(Ⅵ)的影响,每种离子浓度均为100 mmol·L−1。由图6可知,Cl−、HCO−3 和NO−3 3种离子均会抑制Cr(Ⅵ)的还原去除,在相同浓度条件下,其抑制程度强弱的顺序为HCO−3 >NO−3 >Cl−。当Cl−浓度为100 mmol·L−1时,50 min内Cr(Ⅵ)的去除率由100%降低为74.3%,这表明高浓度的Cl−对Cr(Ⅵ)降解存在严重的抑制效果。其主要原因是:Cl−可以与SO−4 反应生成低活性的氯自由基(Cl · )和超氯自由基(Cl⋅−2 ),从而减少了体系SO−4 的量[23],见式(6)和式(7);同时,生成的Cl⋅−2 会进一步与HCOOH发生反应[24],故Cl−抑制了体系中CO⋅−2 的产生,从而进一步抑制了Cr(Ⅵ)的降解。XU等[25]在四氯化碳降解研究中也发现,低浓度Cl−存在微弱抑制效果,高浓度Cl−的抑制效果更加明显。当
NO−3 投加量是100 mmol·L−1时,50 min内Cr(Ⅵ)去除率降低为41.6%。推断原因是:溶液中NO−3 的增加会消耗体系中氧化性自由基SO⋅−4 [26](式(8)),虽然反应产物为硝酸根自由基(NO⋅3 ),可以替代SO4·−与HCOOH反应产生主要还原性自由CO⋅−2 [27](式(9)),但增加的反应步骤,大大降低了整体的反应速率,因此,NO−3 对Cr(Ⅵ)还原亦表现出抑制作用。当体系中
HCO−3 浓度为100 mmol·L−1时,对体系还原Cr(Ⅵ)的抑制效果最为明显,50 min去除率降低至26.7%。这是由于当溶液中加入HCO−3 ,会使溶液pH升高,由2.3.2节可知,提高pH不利于Cr(Ⅵ)降解。此外,随着HCO−3 浓度的增加,其会与体系产生的SO⋅−4 发生反应并产生具有氧化性的碳酸根自由基(CO⋅−3 )(见式(10)),从而降低SO⋅−4 与FA反应产生CO⋅−2 的概率[28],且过量的HCO−3 还可能与CO⋅−2 相互反应产生CO⋅−3 [29](见式(11)),故高浓度HCO−3 也会抑制Cr(Ⅵ)的还原。 -
腐殖酸(HA)是天然水体中的主要有机物[30]。实验中以HA模拟自然水体中的有机物,当Cr(Ⅵ)初始浓度为200 mg·L−1、PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1时,考察不同浓度HA对Cr(Ⅵ)降解效果的影响,实验结果见图7。由图7可知,当HA浓度为0 mg·L−1时,50 min内Cr(Ⅵ)的去除率为100%;当HA浓度提高到30 mg·L−1时,Cr(Ⅵ)的去除率降低为68.1%。因此,HA会抑制Cr(Ⅵ)的还原。这可能是由于HA是一种天然有机物,会与强氧化性的自由基反应得到矿化[31],故HA的加入会减少
SO⋅−4 的量,从而抑制CO⋅−2 的产生,最终降低了Cr(Ⅵ)还原去除速率。 -
当PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1时,改变Cr(Ⅵ)初始浓度,考察Cr(Ⅵ)初始浓度对Cr(Ⅵ)去除的影响,实验结果见图8。由图8可知,Cr(Ⅵ)去除率随着Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而降低,但UV/PS/FA体系对不同浓度的Cr(Ⅵ)都有很好的去除效果。当Cr(Ⅵ)初始浓度为100 mg·L−1时,20 min内Cr(Ⅵ)去除率就可以到达100%,将Cr(Ⅵ)完全去除,当Cr(Ⅵ)初始浓度提高为300 mg·L−1时,在60 min内的去除率仅为56%。这是因为当PS和FA浓度一定时,单位时间内产生的
SO⋅−4 和CO⋅−2 的量基本维持不变,CO⋅−2 还原Cr(Ⅵ)的能力也是一定的,随着Cr(Ⅵ)浓度的增加,被还原Cr(Ⅵ)的量与起始Cr(Ⅵ)的量的比值下降,表观去除率变小。当初始Cr(Ⅵ)浓度为200、240和300 mg·L−1时,在一定的反应时间内,对Cr(Ⅵ)的还原过程进行反应动力学拟合,拟合结果如图9所示。由图9可知,dC与dt有很好的线性关系,这说明UV/PS/FA降解Cr(Ⅵ)的反应符合零级反应动力学。通过拟合得到Cr(Ⅵ)不同初始浓度下还原速率常数(见表1)。由表1可知,当Cr(Ⅵ)初始浓度为200 mg·L−1、PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1时,Cr(Ⅵ)还原反应速率常数为78.467 μmol·(L·min)−1。WANG等[32]发现Fe(III)浓度为179.1 μmol·L−1,pH为1.0时,均相光催化还原Cr(Ⅵ)也遵循零级动力学反应方程式,且反应动力学常数仅为0.934 μmol·(L·min)−1,相对而言,UV/PS/FA体系对Cr(Ⅵ)具有更加高效的还原效率。
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1)采用UV/PS/FA体系,实现了对高浓度Cr(Ⅵ)的还原处理。当Cr(Ⅵ)初始浓度为200 mg·L−1、PS浓度为20 mmol·L−1、FA浓度为40 mmol·L−1时,在反应50 min后Cr(Ⅵ)基本完全被还原去除。对反应过程中的活性自由基采用ESR技术进行表征,证实了
CO⋅−2 的存在。2)UV/PS/FA体系在酸性条件下具有较强的还原能力,随着体系pH的升高还原作用呈现明显下降趋势。随着体系中PS浓度的升高,Cr(Ⅵ)去除率逐渐提高。水溶液中存在的HA、Cl−、
HCO−3 和NO−3 都会在不同程度对Cr(Ⅵ)的还原产生抑制作用。3)对不同初始浓度下Cr(Ⅵ)降解过程进行动力学分析推导,可知其符合零级反应动力学,且初始Cr(Ⅵ)浓度为200、240和300 mg·L−1时对应的反应速率常数分为78.467、70.156和56.577 μmol·(L·min)−1。本研究为Cr(Ⅵ)废水的处理提供了高效的还原方法。
紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原水中Cr(Ⅵ)机理及影响因素
Mechanism and influencing factors of aqueous Cr(Ⅵ) reduction by carbon dioxide anion radical based on the UV-activated sodium persulfate/formic acid system
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摘要: 采用紫外活化过硫酸盐/甲酸体系所产生的还原性二氧化碳阴离子自由基(
CO⋅−2 ),研究了水溶液中高浓度Cr(Ⅵ)的去除效果;使用电子自旋共振(ESR)技术,鉴定识别了体系中产生的活性自由基;分析了体系的活化机理及其对Cr(Ⅵ)的还原机制;考察了过硫酸盐投加量、初始pH、腐殖酸、无机阴离子(Cl−、HCO−3 和NO−3 )及初始Cr(Ⅵ)浓度等对Cr(Ⅵ)去除的影响。结果表明:紫外活化过硫酸盐/甲酸体系可以有效还原Cr(Ⅵ),当过硫酸钠与甲酸浓度分别为20 mmol·L−1和40 mmol·L−1,未调初始pH为2.4时,初始浓度为200 mg·L−1 Cr(VI)在50 min内基本完全可被还原;此外,Cr(Ⅵ)还原去除率随过硫酸盐浓度升高而增强,在酸性条件下(pH=2.4),体系对Cr(Ⅵ)的还原效率最高,随着pH的增大,还原效率明显降低。进一步研究表明,Cl−、HCO−3 和NO−3 对Cr(Ⅵ)的还原都存在抑制作用,在相同浓度下,其抑制程度分别为HCO−3 >NO−3 >Cl−,腐殖酸也对Cr(Ⅵ)的去除存在抑制作用。紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原Cr(Ⅵ)过程符合零级反应动力学方程,其动力学常数为78.467 μmol·(L·min)−1。本研究结果为Cr(Ⅵ)废水的处理提供了一种高效的还原新技术。-
关键词:
- 紫外活化过硫酸盐/甲酸体系 /
- 二氧化碳阴离子自由基 /
- 六价铬还原
Abstract: The removal of high concentration of Cr(Ⅵ) in aqueous solution was studied by using ultraviolet activated persulfate/formic acid system to produce carbon dioxide anion radicals (CO⋅−2 ). The active free radicals produced in the system were identified by Electron paramagnetic resonance (EPR), and the mechanisms of radical activation and Cr(Ⅵ) reduction in this system were also discussed. The effects of persulfate dosages, initial pH, humic acid, inorganic anions (Cl−,HCO−3 ,NO−3 ) and the initial concentration of Cr(Ⅵ) on Cr(Ⅵ) removal were systematically investigated. The results showed that an effective Cr(Ⅵ) reduction occurred in ultraviolet activated persulfate/formic acid system, and Cr(Ⅵ) with an initial concentration of 200 mg·L−1 could be almost completely reduced within 50 min at the sodium persulfate concentration of 20 mmol·L−1, formic acid concentration of 40 mmol·L−1, and the initial pH of 2.4 (without the adjustment). In addition, the reduction efficiency of Cr(Ⅵ) increased with the increase of persulfate concentration. The highest reduction efficiency of Cr(Ⅵ) appeared at acidic conditions of pH=2.4. The reduction efficiency decreased significantly with the increase of pH. Further studies revealed that Cl−,HCO−3 andNO−3 inhibited the reduction of Cr(Ⅵ), the order of their inhibition degree at the same concentration wasHCO−3 >NO−3 >Cl−, and humic acid was also an inhibition factor for the removal of Cr(Ⅵ) at the same concentration. Ultraviolet activated persulfate/formic acid system was well fitted with the zero-order kinetic equation with the kinetic constant of 78.467 μmol·(L·min)−1, which provides an efficient new reduction technology for Cr(Ⅵ) wastewater treatment. -
锌在金属消耗排行中占第5位,仅次于铁、铝、铜、锰。锌的用途广泛,锌能与多种有色金属形成合金,是经济建设不可或缺的有色金属[1]。目前,我国的锌合金生产主要采用火法冶炼,在冶炼过程中,为了除去高温状态下锌合金表面生成的氧化物,提高纯度,采用加入大量氯化铵晶体的方法[2]。但是,氯化铵在高温下产生大量白色烟雾,造成严重的环境污染。
氯化铵在100 ℃开始挥发,在328 ℃分解成NH3和HCI,而NH3和HCI在空气中遇冷又重新化合成氯化铵,形成白烟。在氯化铵白烟中既含有颗粒物又含有气态污染物,且烟气中的氯化铵微粒多属于微细颗粒物。何益波等[3-4]采样并测出白烟中的颗粒物平均粒径分布在1 μm以下,重量轻,不易下沉,也不易溶于水。在烟气处理设备中,只有湿式洗涤器能够同时去除烟气中的微细颗粒物和气态污染物[5-7],而作为湿式洗涤器的填料塔具有结构简单、气液接触面积大、运行可靠等明显优势,在烟气脱硫、脱黑等工业废气净化方面发挥了重要作用[8-10]。
通常,传统的填料塔采用顶部喷淋方式,这存在较严重的水雾排放问题[11-15],须在喷淋上部另加除雾器,进而增加了设备投资和能耗。为此,在研究氯化铵微粒净化中,提出了一种底喷式填料塔。烟气先与喷淋液滴接触,进行初净化,较大水滴落入底部水箱,气流携带细水雾,经过填料层过滤,不仅增强了颗粒物净化效果,而且减少水雾排放。同时,润湿的填料表面有利于增强填料的吸附作用,提高二次净化效果。所以,底喷式填料塔既可去除微细颗粒物,又能有效控制水雾排放。
虽然使用纯水作为洗涤液的成本较低,但对微细颗粒物降尘效果较差[16]。为了降低水的表面张力,增加颗粒物的润湿性,研究[17-18]表明,化学抑尘是一种新颖且效率高的粉尘防治办法。而大部分的抑尘剂均添加了阴离子表面活性剂和非离子表面活性剂[19],表面活性剂的添加会进一步提升对微细颗粒物的脱除效率。
本研究分别选用SDBS(阴离子型)、AEO-9(非离子型)、A-7(非离子型)配制成洗涤液,采用底喷填料塔净化氯化铵微粒,通过对比研究,筛选出较为理想的表面活性剂,不仅提高了微细颗粒物的脱除效率,且废水的生物降解性好,对环境没有二次污染,为细颗粒物的高效净化提供新的技术方法。
1. 实验装置与方法
1.1 实验装置
实验装置如图1所示。主体设备是填料洗涤塔,其主要性能参数:空塔气速为0.5~1.5 m·s−1,压降为110~500 Pa·m−1,液气比为0.7~2.2 L·m−3,液体喷淋密度为1.8~6.4 m3·(m2·h)−1,填料层高度为600 mm,塔径为250 mm;填料选用塑料矩鞍环,规格为25 mm×12.5 mm×1.2 mm,比表面积为288 m2·m−3,空隙率为0.85,堆积个数为97 680个·m−3,堆积重量为68 kg·m−3,干填料因子为473 m−1;填料塔是吸收的主体设备,采用有机玻璃制作。其他附属实验设备包括模拟烟气发生装置、离心风机、粉尘浓度测定系统等。
实验试剂:氯化铵(NH4Cl,分析纯),购于天津市永大化学试剂有限公司;十二烷基苯磺酸钠(SDBS,分析纯),购于南京佳吉化工有限公司;脂肪醇聚氧乙烯醚(AEO-9,化学纯),购于吉林化学工业股份有限公司;椰子油基类低泡表面活性剂(A-7),购于湖南洁宇日化新技术股份有限公司。主要仪器包括远红外封闭电炉(上海力辰邦西仪器科技有限公司)、热线式风速仪(日本KANOMAX公司KA23型)、高压离心通风机(9-26-5A,佛山市南海九州普惠风机有限公司)等。
烟气发生装置放出的白烟是经过高温分解、遇冷又重新化合的氯化铵微粒,通过进气管道进入填料洗涤塔,与自上而下喷淋的洗涤液逆流接触,经过填料层,净化后的气体由风机抽出排放。用水泵将水箱里的洗涤液送入洗涤塔中,与白烟逆流接触后,从洗涤器下端排到水箱中,可循环再使用。填料塔正常工作时,填料层上方的喷嘴不喷雾,每组实验测试结束后,开启阀门,清洗填料层。
填料塔分上填料层和下喷淋区2个部分,含尘烟气在填料洗涤塔内经过2次净化:含尘烟气先经过喷淋洗涤后,再经过填料过滤。对于湿法净化,喷淋塔的净化效率低于填料塔[20],作为串联系统,将低效净化器置于高效净化器之前是合理的。所以,在填料塔中采取底喷方式,这也符合净化原理。
1.2 实验方法
配制实验所需浓度的洗涤液,启动实验装置,待装置运行稳定后,由烟气发生装置放出含尘烟气,在进气管道和出气管道的测试点处,使用CCD-304动压平衡烟尘采样仪,等速采样20 min,并同时使用数字压力计,测量装置压降ΔP,采样前后的玻璃纤维滤筒均放入干燥箱至恒重。每组实验测试3次,取平均值。实验室环境温度t=20~25 ℃,湿度H=60%~80%。
实验洗涤液用量为0.2 m3·h−1,烟气流量在95.4 m3·h−1左右,烟气流速为0.5~0.6 m·s−1,填料层高度为0.60 m。通过在水溶液中添加表面活性剂[21]制备不同浓度的洗涤液,设定的浓度和对应的实验条件见表1。
表 1 表面活性剂对氯化铵微粒脱除效率影响的实验方案Table 1. Experimental scheme of the effect of surfactant on the removal efficiency of ammonium chloride particles表面活性剂名称 洗涤液浓度/% 进口浓度/(mg·m−3) 入口风速/(m·s−1) 液气比/(L·m−3) 第1组 第2组 第3组 第4组 SDBS 0.005 0.01 0.02 0.04 124.9~194.3 3.4 2.2 AEO-9 0.001 0.002 0.003 0.004 124.9~194.3 3.4 2.2 A-7 0.1 0.2 0.3 0.4 124.9~194.3 3.4 2.2 采用滤筒称重法测定除尘效率,采用电子分析天平测玻璃纤维滤筒的质量,通过测定进出口粉尘浓度确定除尘效率。
氯化铵微粒的脱除效率由式(1)确定。
η=m1−m2m1×100% (1) 式中:η为脱除效率;m1为入口处氯化铵微粒的质量浓度,mg·m−3;m2为出口处氯化铵微粒的质量浓度,mg·m−3。
2. 结果与分析
2.1 饮用水对氯化铵微粒的脱除作用
控制氯化铵微粒入口浓度为124.9~194.3 mg·m−3,烟气入口风速为3.4 m·s−1,液气比为2.2 L·m−3,洗涤液为饮用水,6次实验结果如表2所示。
表 2 饮用水作洗涤液的氯化铵微粒脱除效率Table 2. Removal efficiency of the ammonium chloride particles by drinking water washing liquid实验次数 脱除效率/% 出口浓度/(mg·m-3) 1 39.6 77.1 2 41.64 73.5 3 42.7 71.2 4 47.9 71.6 5 38.8 75.3 6 39.2 76.8 用饮用水作洗涤液时,由表2得出氯化铵微粒的平均脱除效率为41.64%,氯化铵微粒排放浓度均高于70 mg·m−3,超过大气污染物排放标准[22]。在用水脱除氯化铵微粒时,效率低的原因是:氯化铵本是一种极易溶于水的物质,常温常压下,在水中的溶解度达到28.2%,但经过高温分解,遇冷重新化合生成的氯化铵微粒物理化学性质已经发生了变化,其粒径在1 μm以下,不易下沉,也不易溶于水。氯化铵微粒很难被水润湿,并且其周围可能被一层空气膜包围,将其隔绝开来,进一步增加了被水润湿的难度,使得氯化铵溶解度大大降低,导致填料塔洗涤效率不高。
2.2 表面活性剂对氯化铵微粒脱除的增效作用
为分析不同表面活性剂对氯化铵微粒脱除效果的影响,控制氯化铵微粒入口浓度为124.9~194.3 mg·m−3,烟气入口风速为3.4 m·s−1,液气比为2.2 L·m−3,在洗涤液中分别添加SDBS、AEO-9、A-7作对比实验。各表面活性剂浓度的选取见表3。
表 3 不同浓度表面活性剂的洗涤液的氯化铵微粒脱除效率的指数函数参数Table 3. Exponential function parameters of the removal efficiency of ammonium chloride particles by washing liquids with different concentrations of surfactant待定系数 SDBS AEO-9 A-7 A1 56.997 29 77.962 41 100 A2 14.692 16 36.642 17 61.463 64 k 131.918 685.798 88 4.371 55 由图2和图3可以看出,添加SDBS和AEO-9表面活性剂的洗涤液对氯化铵微粒的脱除均有提效作用。AEO-9洗涤液对氯化铵微粒的脱除效率优于SDBS洗涤液。当洗涤液中SDBS浓度为0.04%时,脱除效率为57.1%,虽然高于清液的脱除效率,但出口浓度仍未达到排放要求。而当添加AEO-9洗涤液的浓度为0.004%时(比SDBS洗涤液低10倍),氯化铵微粒脱除效率达到74.8%,排放浓度为26.5 mg·m−3,满足排放标准。但研究发现,无论采用SDBS 还是AEO-9,当SDBS洗涤液浓度超过0.04%,AEO-9洗涤液浓度超过0.004%时,会产生较多泡沫,影响系统运行。另外,沉淀池中含SDBS和AEO-9污水须净化后外排,否则会导致水污染。
椰子油基表面活性剂可广泛用于生产民用洗洁剂,具有环境友好的特点。因此,为解决SDBS和AEO-9洗涤液多泡和二次水污染问题,对比实验选用了椰子油基类低泡表面活性剂(A-7),实验结果如图4所示。研究发现,采用A-7制备的洗涤液的增效作用明显优于SDBS和AEO-9洗涤液。当浓度为0.3%时,脱除效率达89%,出口浓度仅为15 mg·m−3,远低于标准规定的排放限值。虽然在洗涤液中A-7的添加量远高于SDBS和AEO-9,但在运行中A-7洗涤液产生泡沫很少,且水污染小。对比分析认为,采用A-7表面活性剂制备脱除氯化铵微粒的洗涤液是较合理的选择。
根据实验数据,通过指数回归分析发现,回归曲线与实验结果的决定系数R2均大于0.95,表明3种不同表面活性剂洗涤液的氯化铵微粒脱除效率随表面活性剂浓度的变化关系基本服从指数规律(见式(2))。
η=A1−A2e−kω (2) 式中:η为氯化铵微粒脱除效率;ω为表面活性剂的质量分数;A1,A2,k为待定系数(见表3)。
基于式(2)可根据洗涤液中表面活性剂的浓度预计底喷填料洗涤塔的氯化铵微粒脱除效率。因此,表面活性剂的脱除效率指数模型对工程设计有一定指导作用。
3. 结论
1) 将传统填料塔的顶部喷淋方式改为底部喷淋方式,不仅增强了填料塔对细颗粒物的净化作用,而且有助于大幅度削减水雾排放。
2) 饮用水作为洗涤液对粒径小于1 μm的氯化铵微粒的净化作用较弱,填料塔的脱除效率仅在40%左右,出口处氯化铵微粒质量浓度均高于70 mg·m−3。
3) 洗涤液中添加SDBS、AEO-9、A-7表面活性剂,均能提高氯化铵微粒脱除效率。AEO-9的脱除效率高于SDBS。当AEO-9浓度增至0.004%时,脱除效率达74.8%,出口浓度为26.5 mg·m−3,满足排放标准。当采用A-7活性剂配制的洗涤液浓度为0.3%时,对氯化铵微粒的脱除效率高达89%,此时出口浓度仅为15 mg·m−3,远低于标准规定的排放限值。虽然A-7的添加量远高于SDBS和AEO-9,但A-7表面活性剂配制洗涤液的净化效果好、泡沫产出少、环境危害小。因此,A-7是用于配制氯化铵微粒净化洗涤液较为理想的表面活性剂。
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表 1 不同初始浓度下Cr (VI) 的还原反应速率常数
Table 1. Zero-order rate constant of Cr (VI) reduction with different initial concentrations
Cr(VI)初始浓度/(mg·L−1) k/(μmol·(L·min)−1) R2 200 78.467 0.981 240 70.156 0.986 300 56.577 0.985 -
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