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含鉻電鍍廢水處理技術

含鉻廢水電鍍廢水是對環境人體健康危害最為嚴重的工業廢水之一。電鍍含鉻廢水，則包括鍍鉻清洗水、各種鉻鈍化清洗水、塑料電鍍粗化工藝清洗水等國內外有關研究人員先后采用化學沉淀、活性炭吸附、電解、離子交換和膜分離等方法處理電鍍廢水，但這些方法不同程度地存在投資大、運行費用高、處理后的廢水難以穩定達標排放等問題。本文將微電解，Fenton 氧化與生化法相結合應用于含鉻電鍍混合廢水治理，取得較好的處理效果，出水水質達到(GB 21900-2008)電鍍污染物表三標準的要求，且不存在二次污染問題。

1 試驗理論基礎

微電解法是將鐵屑-炭粒浸泡在電解質溶液中形成無數微小的腐蝕原電池，新產生的Fe 表面及反應中產生的大量新生態的Fe2+和[H]具有較強的活性，能改變廢水中許多有機物的結構和特性，使有機物發生斷鏈、開環等作用。對于重金屬離子如Cu2+、Ni2+的廢水，Fe 能直接將其置換而沉積在表面，構成新的原電池，強化微電解作用。此外Fe2+在[H]的作用下可以將偶氮鍵斷裂，Fe2+起到還原劑的作用。最后通過調節pH 將廢水中的金屬離子以氫氧化物的形式沉淀。

微電解反應中產生了大量的Fe2+和投加的H2O2 在酸性條件下構成Fenton 試劑。在Fe2+的催化作用下，Fenton 反應過程中產生大量的OH·，來達到降低電鍍廢水中難降解有機物含量，提高生化性的預處理目的[5-6]。這樣既規避了單一方法如鐵炭微電解法對COD 去除率不高，Fenton 氧化法藥劑費用太高等缺點，而且運行簡便，維護簡單，符合高效經濟原則。

2 數據分析與討論

2.1 試驗水質

該廢水來自于深圳五金塑膠電鍍工廠生產過程中所排放的廢水，廢水排放量為100 t/d，具有高濃度、高電導率、高酸度的特點。如表1 所示。

2.2 鐵炭微電解預處理實驗

2.1.1進水pH 對出水中Cr6+質量濃度的影響

在廢水中Cr6+質量濃度為50 mg/L、廢水停留時問為30 min的條件下，考察進水pH 對出水中Cr6+質量濃度的影響，實驗結果見圖1，當進水pH 小于4 時，出水中Cr6+質量濃度保持5 mg/L以下；若進水pH 很低，會增加鐵屑的用量，而且在后續反應中產生較多廢渣，增加廢水處理成本。因此選擇進水pH 為3 左右。

2.2.2停留時間對重金屬離了質量濃度的影響

在進水中Cr6+和Cu2+的質量濃度分別為50 和35 mg/L、廢水pH 為3 的條件下，考察廢水在鐵炭微電解柱中的停留時問對重金屬離了質量濃度的影響，實驗結果見圖2：廢水在鐵炭微電解系統中的停留時間過短，不能很好地發揮微電解反應的作用；而停留時間過長，雖然氧化還原、絮凝吸附等進行得較完全，但廢水pH 升高，使濾料表面鈍化得較快，同時停留時間過長會導致出水中鐵含量增加，影響出水色度；當廢水停留時問約為30 min 時，出水中Cr6+和Cu2+的質量濃度均較低，再繼續延長停留時問，金屬離子質量濃度降低不明顯。因此，選擇廢水在鐵炭微電解柱中的停留時間為30 min。

試驗用鐵屑的堆積密度在2.75~2.89 g/cm3 之間，活性炭的堆積密度為0.45 g/cm3。不同鐵炭體積比對COD 去除率的影響見圖3，隨著鐵炭比的增加，COD 去除率是先增加后減小，當鐵炭比在1 附近時，COD 去除率達到最大。當鐵炭比過大時，原電池數量不夠，鐵屑與氫離子直接反應產生氫氣和Fe2+，產生的新生態[H]較少，導致去除率下降；當炭量過大時，鐵屑與活性炭的接觸面積減少，發生原電池反應的數目也相應減少，電極反應速率下降，從而導致去除率也下降。最后確定最佳的鐵炭體積比為1∶1。

2.2.3 H2O2 投加量的確定

根據微電解的試驗結果，各取鐵炭出水100 mL，投加不同量的30 % H2O2(0.6 mL，0.8 mL，1 mL，1.2 mL，1.4 mL)。微電解反應結束后，廢水中含有的Fe2+，與投加的H2O2 反應形成Fenton試劑，產生氧化性極強的OH·，OH·能氧化分解難降解的有機污染物，將大分子有機物斷鏈為小分子或氧化分解為CO2 和H2O，降低有機污染物的濃度。如果H2O2 投加過量，H2O2 直接將Fe2+氧化成Fe3+，發生的并不是Fenton 反應，如果H2O2 投加過小，形成的Fenton 反應數目較少，反應不徹底，從圖4 可以看出，投加H2O2 為10 mL/L 時，COD 的去除率達到50 %以上，隨著H2O2的增加COD 的去除率上升不大，因此H2O2 的最佳量為10 mL /L。

2.2.4反應時間的確定

Fenton 試劑反應時，不僅與H2O2/Fe2+有關，還與反應時間有關，足夠的反應時間能保證對有機物氧化分解更徹底，從圖5 可看出，隨著時間的延長，COD 去除率緩慢的波動，變化幅度在±1%之間，考慮到反應時間的一再延長并不能引起COD 去除率的持續增加，最佳反應時間按90 min 計，COD 的去除率達到51 %以上。

2.2.5處理前后可生化性比較

選擇前面所確定最優參數做試驗，比較處理前后廢水可生化性大小，結果如圖6。從圖中可以看出廢水的可生化性由原水0.08提高到處理后的0.38，與鐵炭微電解法相比，提高了0.12，由此說明鐵炭微電解-Fenton 氧化法聯合應用時，電鍍廢水的可生化性得到了顯著的提高，為生化處理提供了適宜的基質和環境條件。

2.3 生化反應

2.3.1菌種馴化與培養

本項目取某市政污水處理廠濃縮池污泥裝入生物接觸氧化池，在悶曝過程中，每隔12h 更換上清液一次，繼續曝氣。從第5 天開始間歇進水，并逐步提高進水量。8 d 后在軟性填料上開始掛有微生物菌膠團和大量游離細菌，繼而改間歇進水為連續進水，15 d 后出水清澈，生物膜變厚，說明馴化完成，掛膜成功。運行結果如圖7 所示，COD 去除率己穩定在70 %以上。

2.3.2停留時間對廢水處理效果的影響

廢水在生物反應池中的停留時問對Cr6+，Cu2+，COD 去除率的影響見圖8。在停留時間為2~8 h 時，隨著停留時問的延長，生物反應器內Cr6+，Cu2+，COD 的去除率不斷增加；當廢水在生物反應器中的停留時問超過4 后，3 種污染物的去除率逐漸趨于平緩，再延長停留時問，對提高Cr6+，Cu2+，COD 去除率的作用較小。因此，廢水在生物反應器中的停留時間為4 h。具體參見http://www.dowater.com更多相關技術文檔。

2.4 整體處理效果

該聯合工藝自投入使用后，運行穩定，處理效果較好，各工藝單元處理后的指標及總出水各項指標見表2。經該聯合工藝處理后的廢水出水各項指標均符合《電鍍污染物排放標準》(GB21900-2008)表三標準的要求。

3 結論

(1)鐵炭微電解與Fenton 試劑法有效結合預處理含鉻電鍍廢水，可以利用微電解產生的Fe2+與投加的H2O2 形成Fenton 試劑，產生氧化性極強的輕基自由基，不僅能有效地預處理染料工業廢水，而且節省了藥劑，降低了運行成本。

(2)鐵炭微電解-Fenton 試劑聯合工藝對含鉻電鍍廢水進行預處理后，降低廢水的有機物含量，可生化性(BOD/COD)顯著提高，為生物處理工藝提供適宜的運行環境，為實際工程應用提供理論指導和分析根據。

(3)實驗得出的鐵炭微電解-Fenton 氧化-生化法廢水處理最佳工藝條件：進水pH 約為3、鐵炭微電解Fe/C 體積比1∶1，停留時間30 min；Fenton 氧化反應時間90 min，生化停留時問為4 h。

(4)在最佳工藝條件下，廢水經鐵炭微電解-Fenton-生化法連續處理后，出水中Cr6+，Cu2+和COD 的質量濃度達到了《電鍍污染物排放標準》(GB 21900-2008)表三標準的要求。