电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD

张峰, 詹俊阁, 李学伟, 乔梦, 冒冉, 王华, 赵旭. 电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
引用本文: 张峰, 詹俊阁, 李学伟, 乔梦, 冒冉, 王华, 赵旭. 电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
ZHANG Feng, ZHAN Junge, LI Xuewei, QIAO Meng, MAO Ran, WANG Hua, ZHAO Xu. Removal of nickel, total phosphorus and COD from electroless nickel plating wastewater by electro-Fenton method[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
Citation: ZHANG Feng, ZHAN Junge, LI Xuewei, QIAO Meng, MAO Ran, WANG Hua, ZHAO Xu. Removal of nickel, total phosphorus and COD from electroless nickel plating wastewater by electro-Fenton method[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042

电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD

    作者简介: 张峰(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水环境化学。E-mail:1262385814@qq.com
    通讯作者: 王华(1973—),男,博士,教授。研究方向:水环境化学。E-mail:wanghua@dlou.edu.cn
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07602-004);贵州省科技厅项目(黔科合J字[2013]2295号);贵州省科技计划项目(黔科合J字[2013]2295号)
  • 中图分类号: X703

Removal of nickel, total phosphorus and COD from electroless nickel plating wastewater by electro-Fenton method

    Corresponding author: WANG Hua, wanghua@dlou.edu.cn
  • 摘要: 采用电芬顿法处理化学镀镍废水,分别考察了电流密度、初始pH和H2O2投加量对镍离子、总磷和COD去除效果的影响。结果表明:随着电流密度的增大,镍离子和COD的去除率提高,总磷去除率也逐渐增加;当初始pH为3时,对镍离子、COD和总磷的去除效果最好;随着H2O2投加量的增加,镍离子去除率并没有明显的提高,总磷和COD的去除率表现为先增大后减小。优化所得的最佳工艺参数:电流密度为10 mA·cm−2、初始pH为3、30% H2O2投加量为6 mL·L−1、反应40 min,镍离子、总磷和COD的去除率分别达到96.6%、91.5%和84.7%。此外,随着电化学反应的进行,反应体系不断升高的pH导致生成的正磷酸盐沉淀溶出,总磷去除率降低。镍离子主要是通过电絮凝作用去除,总磷和COD主要通过芬顿氧化后吸附沉淀而被去除。以上研究证明,采用电芬顿方法处理化学镀镍废水具有较好的应用前景。
  • 在油田和炼油厂的生产、储运以及含油污水处理过程中,会产生大量含油污泥。妥善处理与处置含油污泥,避免造成环境污染一直是油田和环保部门非常重视的问题[1]。含油污泥主要分为落地油泥、罐底油泥和炼油厂油泥。沉积在储罐罐底的油泥会直接影响油品质量,所以罐底的定期清理必不可少[2]。传统的射流清洗方法会造成水资源浪费,使用化学清洗剂可能造成二次污染。而气泡清洗法具有低能耗和自身清洁的特点,为罐底油泥的去除与清洗提供了新的手段。

    气泡清洗法已被广泛应用在金属表面清洗、瓷器清洗等固体表面清洗领域。张学发等[3]验证了微气泡在金属脱脂应用上的可行性和优越性;CHAHINE等[4]建立了空化气泡清洁表面颗粒的力学模型;黄河等[5]的研究验证了气泡清洗瓷器表面的安全性。除了实验验证和应用研究,很多学者也对气泡清洗过程和机理做过论证。TUZIUTI[6]研究了微米级气泡清洗表面油脂的过程;YAMASHITA等[7]发现空化气泡的物理作用是去除材料表面附着颗粒的主要因素;REUTER等[8]研究了单个气泡去除玻璃表面附着颗粒机理;MAEKAWA等[9]认为微小气泡的上浮并带走油脂是固体表面清洗的机制之一。以上研究都表明气泡清洗在固体表面清洗领域具有应用潜力。

    为明确气泡清洗技术在罐底底泥清洗中的应用情况,本研究考察了气泡尺寸差异对固体表面清洗效果的影响。通过搭建玻璃表面油污气泡清洗可视化实验装置,设计了可产生多种尺寸分布的气泡发生器,以研究不同尺寸气泡对固体表面粘附性污染物清洗效果的差异,并分析清洗时间、距离和角度等参数对清洗效果的影响,为高效处理油泥污染问题提供理论和实践参考。

    常用的气泡产生方法有加压溶气法和流体剪切法[10]。加压溶气法的原理是在对流体加压使气体过饱和溶解后,突然释放压力使气体以微小气泡的形式逸出,产生的气泡尺寸一般在100 μm以下[11];流体剪切法是依靠湍流剧烈的剪切力在气液流体中产生气泡,比较常见的是文丘里式和涡流式[12-13],产生的气泡尺寸大约为数百微米[14]。本研究参考现有气泡发生的方法和原理,优化设计了气泡发生器。发生器的主要结构包括文丘里结构的入口部分和具有中心圆柱的旋流腔(见图1),通过调节气泡发生器的气液比产生不同尺寸的气泡。

    图 1  气泡发生器结构示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of bubble generator structure

    图1为实验采用的自制气泡发生器的结构示意图。气泡发生器的长宽高为58 mm×26 mm×61 mm,使用树脂材料3D打印技术制作完毕供实验使用。水通过水泵送至气泡发生器左侧的液体入口,空气通过空气压缩机送至右侧的气体入口。入口部分的文丘里结构能够使流体在以不同气液比例进入喷头时实现稳定混合;气液流体向下一起进入下部的旋流腔体,依靠旋流作用,部分空气在中心螺旋圆柱的表面被挤压,压力增大使更多空气溶入水中,并在出口处因突然释压以微小气泡形式析出,未溶解的部分空气也因流体剪切力被分割为气泡形态,从而实现调节进气和进水的比例获得不同尺寸范围的气泡。

    本研究搭建了气泡对玻璃表面油脂及颗粒污染物的可视化清洗实验装置(见图2)。污染物是黏度为0.350 Pa·s的硅油和粒径为5~50 μm的二氧化硅颗粒的均匀混合物。水经过水泵(江苏威乐泵业科技有限公司YE2-80M1-2,中国)通过气泡发生器进入水箱,再由水箱出口回到水泵,形成循环。水箱为玻璃材质,尺寸为40 cm×30 cm×30 cm,边壁挂有槽,用于固定微气泡发生喷头的位置和放置带有污染物的基底,水槽距离底部17 cm,距离水面8 cm。涂有污染物的玻璃基底放在气泡发生器出口的正前方,通过调整基底到气泡发生器出口处的距离和基底的倾斜角度来研究不同因素对清洗效果的影响。控制液体流量保持2.500 L·min−1不变,调节进气流量从0.125 L·min−1至1.000 L·min−1,从而研究不同气液比下产生的不同尺寸气泡对清洗效果的影响。通过高速摄像机拍摄产生的气泡图像,使用MATLAB软件统计气泡尺寸分布,并通过显微镜观察清洗前后玻璃表面污染物的变化。

    图 2  实验流程示意图
    Figure 2.  Schematic of experimental setup

    通过图像方法[14]测量气泡尺寸。使用配有微透镜(AF Micro-Nikkor,60 mm,f / 2.8D)的高速相机(Photron Fastcam SA-X2,日本)记录气泡的运动,并通过定位摄像机焦点位置的标尺来测定每个实验的长度像素。由于气泡边界清晰,可将气泡分离成单独和重叠的气泡,用MATLAB分析图像获得气泡的几何尺寸[15],然后再根据图像分析结果统计出不同操作条件下产生的气泡尺寸分布情况。

    污染物清洗效果的测量分析分为直接观测和称重量化两个部分。在清洗前后使用显微镜(上海光学仪器一厂XSP-8CA,中国)直接观察基底上的污染物。由于污染物中混有二氧化硅颗粒,可以直观地表征污染物的残留量、分布和位置变化。每次实验时,在同一基底上涂抹0.100 0 g污染物,误差控制在1%以内,并在每次清洗前后用电子天平称出污染物质量,按照式(1)计算去除率。

    R=m清洗前m清洗后m清洗前×100% (1)

    式中:R为去除率;m清洗前为清洗前玻璃基底上污染物的质量,g;m清洗后为清洗后玻璃基底上残留污染物的质量,g。

    在相同液体流量下,进气流量控制在0.125~1.000 L·min−1进行实验,产生的气泡经高速摄像拍摄后图像如图3所示,气泡的尺寸分布数据见图4。由图3图4可见,随着气液比的增大,气泡尺寸也逐渐增大;当气液比为0.05时,气泡尺寸较小,平均尺寸小于100 μm;随着气量的增加,大气泡从无到有,并且逐渐增多,而微小气泡的数量变化不大。当进气量较小时,进入喷头的气体在旋流作用下被挤压在中心实体圆柱表面,增大的压力使其溶于水中,并在出口常压释放时以微气泡的形态析出,此类气泡尺寸一般为数十微米[16]。然而,由于溶解度和固定接触面积的限制,只有一定量的气体能够溶入水中。随着进入喷头的气量增大,剩余气体被高速流体剪切为气泡,此类气泡尺寸较大,并随操作条件的变化而变化。根据该结果,当气液比为0.05~0.4时,可分别得到平均尺寸约为80、250、500、800及1 200 μm的不同尺寸气泡分布状态。这一结果可为后续实验对清洁效果的对比提供控制参数。

    图 3  气液比分别为0.05~0.4的气泡图像
    Figure 3.  Bubble images at gas-liquid ratio of 0.05~0.4
    图 4  气液比分别为0.05~0.4的气泡尺寸分布
    Figure 4.  Bubble size distribution at gas-liquid ratio of 0.05~0.4

    当控制清洗时间为60 s、液体流量为2.5 L·min−1时,在与水流垂直的方向放置基底玻璃片,并使之与气泡发生喷嘴出口相距10 cm,每次实验固定初始污染物为0.100 0 g,考察污染物的清洗效果。图5为不同气液比下,清洗前后污染物在玻璃载片上残留样貌的显微镜图像;图6为清洗后玻璃载片上污染物的残留量。当仅使用水流清洗时,污染物仍残留0.095 5 g,且通过对比清洗前后的显微镜照片可知,污染物样貌并无明显变化;当调节气液比为0.05时,清洗效果与仅用水清洗时的效果相近,污染物残留量仅降低到0.092 4 g;当调节气液比为0.1时,污染物残留降低到0.067 8 g,清洗效果有明显提升;而当气液比大于0.2时,玻璃基底上开始出现部分清洁区域,并且因硅油减少而使油膜变薄,未被去除的颗粒物在流体冲击作用下形成污染物聚集;当气液比为0.3和0.4时,玻璃基底表面出现大部分清洁区域,污染物质量降低到0.035 0 g以下,所以在这两种工况下玻璃基底上油污清洗的强化作用很明显。

    图 5  玻璃基底上污染物的显微图像
    Figure 5.  Microscopic images of contaminants on the glass substrate
    图 6  不同气液比下清洗后玻璃基底上污染物的残留量
    Figure 6.  Residual contaminants on glass substrates after cleaning at different gas-liquid ratios

    通过对气泡清洗玻璃基底上污染物去除率的计算,可以更直观地观察气泡尺寸差异的影响(见图7)。水清洗的去除效率仅为4.5%,加入平均直径为80 μm的微小气泡后,对去除效率的影响也非常有限,去除率仅为7.8%。然而,随着气泡尺寸的增加,去除率也随之逐步提高。平均尺寸为800 μm的气泡对污染物的清洗效果最好,去除效率达到了68.3%。而气液比为0.4时,气泡平均尺寸为1 200 μm,去除率却略低于800 μm的气泡。分析其原因,可能是由于此时的气泡更大,但数量相对减少,更容易破裂和上浮,在玻璃基底上的作用范围相对减小。根据实验现象和结果,结合现有研究分析,气泡清洗固体表面油脂的过程和机制如图8所示。流体夹带气泡接触油脂层,气泡流动引起气水界面快速变化[6],当较大气泡溃灭时,形成微小水射流并在周围形成涡流[8,17]。根据FOLDYNA等[18]的研究,与连续的液体射流相比,一滴或一团液体撞击目标会产生更高的冲击压力,从而对油脂带来额外冲击并促使其脱落;另外,尺寸微小的气泡具有比表面积大、表面带负电荷等特性,能够粘附脱落的油脂[3],与尾流夹带作用携带的油脂一起上浮[19],最终完成清洗去除过程。

    图 7  不同尺寸气泡清洗玻璃基底上污染物的去除率
    Figure 7.  Removal efficiency of cleaning contaminants on glass substrates by bubbles with different sizes
    图 8  清洗过程和机制示意图
    Figure 8.  Schematic diagram of cleaning process and mechanism

    在相同操作条件下,产生的气泡在不同位置有不同的尺寸分布,且处理时间的变化也会影响对污染物的去除,所以又进一步研究了清洗距离和时间对清洗效果的影响。实验条件为,控制气体流量至0.750 L·min−1,即保持气液比为0.3固定不变,每次实验固定初始污染物为0.100 0 g,分别把玻璃基底放置于距离气泡发生器出口8 cm和10 cm处,并分别处理30、60和90 s。表1为不同实验条件下,清洗后玻璃基底上污染物残留量;图9为不同清洗时间和距离条件下的去除率。结果表明,随着清洗时间的增加,去除效果是增强的。当处理时间固定在30 s时,清洗距离为8 cm的条件下,去除效率为39.5%,高于清洗距离为10 cm的去除率(19.1%);而当处理时间为60 s时,清洗距离为8 cm的条件下去除效率提高至71.0%,而清洗距离为10 cm条件下去除效率也有较大提升,两者相差仅2.8%;当处理时间增加至90 s时,清洗距离10 cm条件下去除效率达到89.0%,反而高于8 cm距离条件下的81.4%。分析其原因,距离10 cm处的气泡分布更为分散,作用范围更大,在处理时间更充足的情况下会累积更好的清洗效果。由此说明,继续增加处理时间也不能较大幅度地提升清洗效果,而气泡清洗作用是有距离限制的,即在其他反应条件不变的情况下,存在一个最佳清洗距离,所以在清洗过程中应选择合适的清洗距离和时间。

    表 1  不同时间和距离清洗后玻璃基底上污染物的残留量
    Table 1.  Residual contaminants on glass substrates after cleaning at different times and distances
    清洗距离/cm清洗时间/s污染物残留量/g
    8300.060 5
    600.029 0
    900.018 6
    10300.080 9
    600.031 8
    900.011 0
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    图 9  不同时间和距离清洗玻璃基底上污染物的去除率
    Figure 9.  Removal efficiency of cleaning contaminants on glass substrates at different times and distances

    另外,基底放置的角度对清洗效果也有影响。玻璃基底表面与清洗水流流动方向的夹角即清洗角度。清洗角度为0,即指玻璃片平行于水流方向放置;清洗角度90°,即指垂直于水流方向放置。控制气液比为0.3、清洗距离为10 cm、清洗时间为60 s不变,分别在清洗角度为0.0、22.5°、45.0°、67.5°和90.0°时进行实验。清洗后玻璃表面污染物残留量如表2所示,去除率如图10所示。结果显示,不管是水清洗还是气泡清洗,当清洗角度设置为45°,都获得了更好的清洗效果。尤以水清洗的对比更为明显,当放置角度为0和90°时,去除效率均不到5.0%;而放置角度为45°时,去除效率提高至35.0%。因此,为便于污染物从表面去除,应将基底按特定角度放置。

    表 2  不同角度清洗后玻璃基底上污染物的残留量
    Table 2.  Residual contaminants on glass substrates before and after cleaning at different angles
    清洗角度/(°)水清洗后污染物残留量/g气泡清洗后污染物残留量/g
    0.00.098 60.034 4
    22.50.085 10.026 5
    45.00.065 00.023 4
    67.50.080 10.026 9
    90.00.095 50.031 8
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    图 10  不同角度清洗玻璃基底上污染物的去除率
    Figure 10.  Removal efficiency of cleaning contaminants on glass substrates at different angles

    1)调节气泡发生器的入水气液比,可以得到不同尺寸的气泡。当比值在0.05~0.4内调节时,利用高速摄像机和图像处理软件可测得气泡的平均尺寸为80~1 200 μm。

    2)设置清洗距离为10 cm,在与水流垂直的方向放置基底,在清洗时间为60 s、液体流量为2.5 L·min−1的条件下,采用单独水洗和微小气泡清洗两种方式对污染物的去除率均不到10%,且清洗效果随气泡尺寸的增大而增强。当气液比为0.3,即气泡平均尺寸约为800 μm时,清洗效果最好,污染物的去除率达到68.3%。

    3)当处理时间为较短的30 s时,清洗距离选择8 cm,清洗效果更好;而当处理时间为较充足的90 s时,由于清洗距离为8 cm处的气泡更为分散,作用范围更大,该条件下气泡清洗效果更好。另外,当把基底放置在与水流方向呈45°夹角时,清洗效果最好。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of electrochemical device

    图 2  电流密度对镍离子、总磷、COD去除率的影响和反应过程中pH的变化

    Figure 2.  Effect of current density on the removal rates of nickel ions, total phosphorus and COD and changes of pH during the reaction

    图 3  电流密度为10 mA·cm−2和15 mA·cm−2时水样中次亚磷酸盐与正磷酸盐的浓度

    Figure 3.  Concentrations of hypophosphite and orthophosphate in water samples at current densities of 10 mA ·cm−2 and 15 mA ·cm−2

    图 4  初始pH对镍离子、总磷、COD去除率的影响和反应过程中pH的变化

    Figure 4.  Effect of initial pH on the removal rates of nickel ions, total phosphorus and COD and changes of pH during the reaction

    图 5  H2O2投加量对镍离子、总磷、COD的去除率的影响和反应过程中pH的变化

    Figure 5.  Effect of H2O2 dosage on the removal rates of nickel ions, total phosphorus and COD and changes of pH during the reaction

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图( 5)
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-06
  • 录用日期:  2020-03-01
  • 刊出日期:  2020-09-10
张峰, 詹俊阁, 李学伟, 乔梦, 冒冉, 王华, 赵旭. 电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
引用本文: 张峰, 詹俊阁, 李学伟, 乔梦, 冒冉, 王华, 赵旭. 电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
ZHANG Feng, ZHAN Junge, LI Xuewei, QIAO Meng, MAO Ran, WANG Hua, ZHAO Xu. Removal of nickel, total phosphorus and COD from electroless nickel plating wastewater by electro-Fenton method[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042
Citation: ZHANG Feng, ZHAN Junge, LI Xuewei, QIAO Meng, MAO Ran, WANG Hua, ZHAO Xu. Removal of nickel, total phosphorus and COD from electroless nickel plating wastewater by electro-Fenton method[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2428-2435. doi: 10.12030/j.cjee.201912042

电芬顿法去除化学镀镍废水中的镍、总磷和COD

    通讯作者: 王华(1973—),男,博士,教授。研究方向:水环境化学。E-mail:wanghua@dlou.edu.cn
    作者简介: 张峰(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水环境化学。E-mail:1262385814@qq.com
  • 1. 大连海洋大学水产与生命学院,大连 116023
  • 2. 中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京 100085
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07602-004);贵州省科技厅项目(黔科合J字[2013]2295号);贵州省科技计划项目(黔科合J字[2013]2295号)

摘要: 采用电芬顿法处理化学镀镍废水,分别考察了电流密度、初始pH和H2O2投加量对镍离子、总磷和COD去除效果的影响。结果表明:随着电流密度的增大,镍离子和COD的去除率提高,总磷去除率也逐渐增加;当初始pH为3时,对镍离子、COD和总磷的去除效果最好;随着H2O2投加量的增加,镍离子去除率并没有明显的提高,总磷和COD的去除率表现为先增大后减小。优化所得的最佳工艺参数:电流密度为10 mA·cm−2、初始pH为3、30% H2O2投加量为6 mL·L−1、反应40 min,镍离子、总磷和COD的去除率分别达到96.6%、91.5%和84.7%。此外,随着电化学反应的进行,反应体系不断升高的pH导致生成的正磷酸盐沉淀溶出,总磷去除率降低。镍离子主要是通过电絮凝作用去除,总磷和COD主要通过芬顿氧化后吸附沉淀而被去除。以上研究证明,采用电芬顿方法处理化学镀镍废水具有较好的应用前景。

English Abstract

  • 化学镀镍是一种前沿的表面处理技术,具有镀层均匀、耐腐蚀、操作方便等优点,在汽车、电子、石油等领域得到了广泛的应用[1]。在化学镀镍的过程中,镍离子通过次磷酸盐、氨基硼烷、硼氢化合物的还原作用沉积在金属的表面[2]。随着反应的进行,溶液中的镍离子和次磷酸盐不断减少,通常需要补充硫酸镍和次磷酸钠,但是积存的亚磷酸盐、硫酸盐、钠等物质降低了金属薄膜的质量,因此,须更换镀液,更换镀液的过程中产生了大量的废槽液,再加上镀件表面的清洗流程,化学镀镍活动会消耗大量的清洗水。

    化学镀镍废水含有较高浓度的次亚磷酸钠、重金属镍,为提高镀层的质量、镀液的稳定性及金属镍的沉积速度,在化学镀镍液中均须添加各种有机酸络合剂[3],故在化学镍废水中也含有较高的COD。目前,化学镀镍废水的处理方法主要有化学沉淀法、离子交换法、膜分离及吸附法[4]。施银燕等[5]发现H2O2、NaOH和聚丙烯酰胺能够沉淀、回收化学镀镍废水中大部分的镍离子。白滢等[6]以电镀废水为处理对象,研究了高分子重金属絮凝剂PEX对废水中重金属离子、浊度及有机污染物的处理效果。虽然化学沉淀法能够有效去除废水中的重金属离子,但因其产生的污泥量大,故处理污泥危废的成本较高,并且化学沉淀法难以协同去除废水中的次亚磷酸盐。LI等[7]对化学镀镍废液在电渗析回收过程中的2种阳离子交换膜的不同性能进行了测试,发现其能有效去除废液中的有害金属离子(亚磷酸、硫酸盐和钠)。但是离子交换法、膜分离及吸附法存在操作难度高、膜易受污染、离子交换剂饱和及再生等问题[8]

    电化学方法是一种有效的环境友好的净水技术,其在水中发生电化学反应,经过絮凝、沉淀、氧化和还原等组合作用,可在短时间内完成对多种污染物的去除[9]。电絮凝技术已经广泛应用于电镀废水处理中,可有效去除废水中的多种重金属污染物;电芬顿法处理电镀废水也已有报道[10-13]。研究针对化学镀镍废水中的镍离子、有机污染物和次亚磷酸盐,开展了电化学处理研究,详细考察了电絮凝、双氧水强化电絮凝等对化学镀镍废水中的总磷、镍离子与COD的去除效果,并分析了影响去除效果的主要因素与影响机制,可为电镀废水中的次亚磷酸盐、有机物和镍离子的有效去除提供技术参考。

  • 实验用水取自某电镀园区化学镀镍废水,呈浅绿色,废水中主要成分有硫酸镍、次磷酸氢钠、柠檬酸钠、氨水。该废水的pH=5.6,镍离子浓度为95 mg·L−1,COD为2 250 mg·L−1,总磷浓度为1 200 mg·L−1,次亚磷酸盐的浓度为1 194 mg·L−1

  • 实验试剂为30% H2O2、NaOH、H2SO4,均为分析纯,购于上海阿拉丁生化科技股份有限公司。实验装置如图1所示,由DH1765-1型直流稳压电源、反应容器、磁力搅拌器、极板与阴阳极接线组成。阳极为铁板2块,尺寸均为100 mm×60 mm×2 mm;阴极为不锈钢板2块,尺寸均为100 mm×60 mm×2 mm;调节极板间距为10 mm,浸入水中高度60 mm;在反应过程中,阳极和阴极分别通过电极线与DH1765-1型程控直流稳压稳流电源的相关输出端连接,使电化学体系在恒定电流下发生反应。采用Ms-(H)-Pro数显型磁力搅拌器,以确保反应容器内溶液混合均匀,转速为600 r·min−1。电化学系统有效工作容积为500 mL。

  • 用硫酸和氢氧化钠将水样初始pH调节为3,投加6 mL·L−1的30% H2O2,调节不同电流密度分别为2、5、10、15 mA·cm−2,总反应时间为40 min,取样时间分别为0、5、10、20、30、40 min,并记录下每次取样时的pH,考察电流密度对实验结果的影响。

    用硫酸和氢氧化钠将水样初始pH分别调节为2、3、4、5,投加6 mL·L−1的30% H2O2,固定电流密度为10 mA·cm−2,反应时间以及取样时间不变,并记录下取样时的pH,考察初始pH对实验结果的影响。

    用硫酸和氢氧化钠将水样的初始pH调节为3,固定电流密度为10 mA·cm−2,H2O2投加量分别设为0、2、4、6、8 mL·L−1,反应时间和取样时间不变,并记录下每次取样时的pH,考察H2O2投加量对实验结果的影响。

  • 水样均用0.45 μm滤膜过滤,分析测定水中镍离子浓度、总磷、正磷和COD。水样的pH用奥立龙720APLUS Benchtop型pH计(Thermo Orion Co. USA)进行测定;COD采用加热消解比色法(HACH DRB200消解仪及DR2800型COD比色仪)[14]测定;镍离子浓度采用电感耦合等离子体ICP-OES(710)光谱仪(AgilentTechnologies.USA)[14]测定;总磷以及正磷采用钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989)[14]测定。

  • 电流密度对镍离子、总磷和COD去除率的影响及反应过程中pH的变化情况见图2。电流密度的大小决定了亚铁离子的溶出量和氢氧根的生成量,是较为重要的影响因素。由图2(a)可知,随着电流密度的增大,镍离子的去除率有所升高。当电流密度为15 mA·cm−2,在反应40 min时,镍离子的浓度从初始的95 mg·L−1降至0.4 mg·L−1,去除率达到了99.6%。镍离子的去除原因可能归为2个方面:一方面,随着电流密度的增大,阳极铁板溶出大量的亚铁离子,Fe2+经双氧水催化生成Fe3+,阴极析氢产生大量的OH,Fe2+和Fe3+分别与OH反应,产生大量絮凝剂Fe(OH)2和Fe(OH)3,镍离子与这些絮凝剂相互作用从而共沉淀[15];另一方面,外加的H2O2与阳极溶出的Fe2+发生芬顿反应,产生的羟基自由基氧化电位高达2.8 eV[16],可以破坏镍离子与废水中有机酸的络合形态,使镍离子游离出来,进一步与OH相互作用,生成沉淀。由图2(b)可见,随着电流密度的增大,总磷的去除率有所提高,这是由于亚铁离子溶出量增大,促进了电芬顿反应的效率,电芬顿反应生成的羟基自由基可以将化学镀镍废水中次亚磷酸盐氧化为正磷酸盐,正磷酸盐再与Fe3+相互作用生成磷酸铁沉淀,具体反应如式(1)~式(5)所示。

    当电流密度为10 mA·cm−2,反应40 min后,总磷去除率达到91.5%;然而在电流密度为15 mA·cm−2,反应20 min时去除率为83.2%,在40 min时总磷去除率仅有77.9%,总磷去除率出现了先升后降的趋势。由图2(c)可见,随着电流密度的增大,COD的去除率也有所升高。这可能是由于随着电流密度的增大,产生的羟基自由基数量增多,能够有效破坏有机物的络合形态,从而快速氧化污染物。由图2(d)可知,随着反应的进行,pH持续升高,并且随着电流密度的增大,pH的升高幅度越大,这是因为阴极极板上产生大量OH,使溶液pH随着反应时间的延长不断升高。

    图2可知,增大电流密度能够在短时间内提高镍离子和COD的去除率,在反应30 min后,继续升高的电流密度对去除率的影响并不明显。并且过高的电流密度会引起pH的持续升高,这不利于正磷的沉淀。从经济的角度考虑,电流密度过大,也会增加用电成本和铁泥量。故确认10 mA·cm−2是一个比较合理的电流密度,在此条件下,反应40 min后,镍离子、总磷和COD的去除率分别达到96.6%、91.5%和84.7%。

    图3为电流密度分别为10 mA·cm−2和15 mA·cm−2时,水样中次亚磷酸盐与正磷酸盐的浓度随处理时间的变化特征。由图3(a)可知,随着反应的进行,芬顿反应产生的羟基自由基将次亚磷酸盐氧化成正磷酸盐,同时正磷酸根与Fe3+离子反应,生成FePO4沉淀,总磷含量不断减少。同时,由图3(b)可知,在反应30 min后,次亚磷酸盐已经完全被氧化成正磷酸盐,并且在随后的反应过程中,正磷酸盐含量有所升高。正磷酸根能否与Fe3+离子反应生成FePO4沉淀与反应溶液的pH有关[17],结合图2(d)可知,在电流密度为15 mA·cm−2、反应时间为30 min、溶液pH=9.53时,产生的大量OH会与水解产生Fe3+最先生成较难溶的Fe(OH)3沉淀,会抑制正磷酸盐与Fe3+离子形成沉淀[18],导致正磷酸盐溶出,总磷浓度升高。这就解释了随着电流密度的增大,总磷去除率先增大后减小的原因。

  • 芬顿反应一般要求溶液的pH较低(pH≈3),这是因为高pH会导致Fe2+和Fe3+的沉淀,从而影响芬顿反应的效率[19]。在电芬顿反应过程中,随着反应的进行,溶液pH会不断地上升,所以反应溶液的初始pH对电化学处理化学镀镍废水的效率会有影响。图4反映了初始pH对镍离子、总磷和COD的去除率的影响以及反应过程中pH的变化。由图4(a)可知,在前10 min内,初始pH越小,对镍离子的去除效果越差,这可能是由于在酸性条件下,H+会与OH发生中和反应,抑制OH与镍离子生成沉淀。随着反应的进行,OH不断生成,导致pH上升,当初始pH分别为3、4和5时,镍离子去除率在40 min时趋于相同。由图4(b)可以看出,总磷去除率在初始pH=3时最好。当初始pH为4或5时,芬顿反应的效率较低,在反应30 min时,pH上升至9以上,过高的pH不利于正磷的沉淀,总磷浓度反而上升,去除率下降。由图4(c)可知,当初始pH为2或3时,COD的去除效果最好,在反应40 min时,COD的去除率分别为86.1%和84.7%。由此可见,在偏酸性条件下,芬顿反应对污染物的氧化效率更高。

  • 图5反映了H2O2投加量对镍离子、总磷、COD的去除率的影响以及pH的变化。由图5(a)可知,当不投加H2O2时,为单独的电絮凝反应,在反应40 min时,镍离子去除率为84.5%。当双氧水投加量为6 mL·L−1时,去除效果最好,反应40 min时,去除率为96.6%。由此可见,镍离子主要是通过电絮凝反应去除。由图5(b)可知,当不投加H2O2时,总磷含量几乎不发生变化,化学镀镍废水中大量的次亚磷酸盐难以通过电絮凝方式去除,只有通过芬顿反应产生的羟基自由基将次亚磷酸盐氧化成正磷酸盐,正磷酸根与铁离子反应生成FePO4沉淀方式去除。随着H2O2投加量的增加,总磷去除率先增大后减小。当H2O2投加量为6 mL·L−1时,总磷的去除效果最好,反应40 min后,总磷浓度为102 mg·L−1,去除率达到91.5%。由图5(c)也可知,COD的去除率也随着双氧水投加量的增加表现为先增大后减小,当H2O2投加量为6 mL·L−1时,COD去除效果最好,反应40 min后,COD含量为344 mg·L−1,去除率达到84.7%。由图5(d)可知,在单独的电絮凝过程中,pH上升比较缓慢,当增加H2O2的投加量后,pH上升较快,当H2O2投加量为8 mL·L−1时,反应40 min后,pH上升至10.02。

  • 1)电流密度的大小决定了亚铁离子的溶出量和氢氧根的生成量,镍离子和COD的去除率随着电流密度的增大而增大。随着电流密度的持续增大,反应溶液pH不断上升,会导致原本沉淀的正磷酸盐溶出,致使总磷的去除率降低。

    2)较高的pH会降低芬顿反应的效率。当调节初始pH为2~3时,能够快速高效地去除镍离子、总磷和COD。

    3)在不投加H2O2的条件下,反应40 min时,镍离子去除率为84.5%,所以镍离子主要通过电絮凝作用去除。投加H2O2后,H2O2与阳极溶出的Fe2+发生芬顿反应, 产生的羟基自由基能够迅速氧化废水中的次亚磷酸盐和COD,再通过一系列的吸附絮凝作用沉淀。

    4)采用电化学方法处理化学镀镍废水,芬顿氧化+电絮凝的处理过程能够高效同步去除水中镍离子、总磷和COD。最佳工艺参数为:电流密度为10 mA·cm−2、初始pH为3、30% H2O2投加量为6 mL·L−1、反应时间40 min,镍离子、总磷和COD的去除率分别达到96.6%、91.5%和84.7%。

参考文献 (19)

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