臭氧氧化法對(duì)顏料廢水中苯胺的深度降解研究

李桂菊，夏 欣，姚 悅，孟攀攀，李 麗

(天津科技大學(xué)海洋與環(huán)境學(xué)院，天津 300457)

顏料廢水由母液和沖洗液組成，其特點(diǎn)是高色度、高 CODCr、含苯胺類(lèi)等物質(zhì)、難生物降解、水質(zhì)變化大，故該廢水是工業(yè)廢水處理的一大難題[1–4]．某生產(chǎn)酸性顏料的公司準(zhǔn)備搬遷到新的工業(yè)園區(qū)，廢水處理規(guī)模預(yù)計(jì)達(dá) 2,000,t/d，且出水水質(zhì)要求達(dá)到 CJ 343—2010《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》．目前經(jīng)“物理、微電解及生物”組合工藝處理后，出水色度和苯胺濃度都無(wú)法達(dá)到這一水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)．由于苯胺類(lèi)化合物具有“三致”作用，如不進(jìn)行有效處理，會(huì)對(duì)環(huán)境和人體產(chǎn)生嚴(yán)重影響，故需對(duì)該廢水進(jìn)行深度處理．

臭氧的氧化還原電位是 2.07,V[5]，具有強(qiáng)氧化性，并能產(chǎn)生大量的羥基自由基，能將有機(jī)物氧化成為小分子有機(jī)酸、醛及酮等[6]，故其能降解大部分生化出水中殘留的難降解的有機(jī)物．Turhan等[7]用臭氧處理模擬水溶性堿性染料亞甲基藍(lán)，結(jié)果表明16,min后亞甲基藍(lán)降解完全．李昊等[8]利用臭氧處理印染生化出水，在臭氧投加量為 15.625,mg/L時(shí)，廢水 COD去除率約為 40%,，色度去除率大于95%,．由于臭氧的氧化和脫色作用在印染廢水中的良好應(yīng)用，可將其用于顏料廢水的深度處理工藝，保障出水水質(zhì)．

本研究采用臭氧氧化法深度處理經(jīng)“物理、微電解及生物”組合工藝處理后的顏料廢水，以期處理后的出水水質(zhì)達(dá)到 CJ 343—2010《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》的要求，同時(shí)探討臭氧氧化處理的影響因素及臭氧降解苯胺的動(dòng)力學(xué)，旨在為工程實(shí)踐提供理論依據(jù)．

1 材料與方法

1.1 廢水水質(zhì)及排放標(biāo)準(zhǔn)

廢水經(jīng)“物理、微電解及生物”組合工藝處理后的出水水質(zhì)及 CJ 343—2010《污水排入城鎮(zhèn)下水道水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》中的C等級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)見(jiàn)表1．公司組合工藝處理后出水水質(zhì)具有波動(dòng)性，CODCr為 150～250,mg/L，色度為 50～150，苯胺質(zhì)量濃度為 10～30,mg/L．表 1中的數(shù)據(jù)為廠家的某一批水樣的水質(zhì)數(shù)據(jù)．

表1 主要廢水水質(zhì)及排放標(biāo)準(zhǔn)Tab. 1 The main quality of wastewater and its discharge standards

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

臭氧反應(yīng)裝置如圖1所示．主要包括NOP 10P–3–2型臭氧發(fā)生器(東綠邦光光電設(shè)備有限公司)、臭氧反應(yīng)器、轉(zhuǎn)子流量計(jì)、臭氧濃度計(jì)以及臭氧尾氣吸收瓶．

圖1 臭氧反應(yīng)裝置圖Fig. 1 Diagram of ozonation system

1.3 分析方法[9]

COD測(cè)定采用重鉻酸鉀法；苯胺測(cè)定采用 N–(1–萘基)–乙二胺偶氮分光光度法；色度測(cè)定采用稀釋倍數(shù)法．

1.4 臭氧投加速率的計(jì)算

臭氧投加速率為每分鐘通入裝置內(nèi)的臭氧總量與臭氧利用率之積，而臭氧總量為產(chǎn)生氣體中臭氧的濃度與臭氧流量之積．反應(yīng)后的剩余臭氧通過(guò) KI吸收法測(cè)定，臭氧的利用率為通入的臭氧總量與剩余臭氧量之差與臭氧總通入量的比值，所以臭氧的實(shí)際投放速率可通過(guò)式(1)求得．

式中：v為臭氧投加速率，mg/(L·min)；ρ為產(chǎn)生混合氣體中的臭氧質(zhì)量濃度，mg/L；Q為氣體流量，L/min；η為臭氧利用率；V為廢水體積，L．

2 結(jié)果與討論

2.1 臭氧氧化的影響因素

廢水中含有苯胺，且其質(zhì)量濃度為 25,mg/L左右，為保證其排放達(dá)標(biāo)，進(jìn)行臭氧氧化處理，考察了廢水 pH、溫度、臭氧投加速率及進(jìn)水苯胺質(zhì)量濃度對(duì)臭氧降解效率的影響．

2.1.1 pH

在臭氧投加速率 0.45,mg/(L·min)、反應(yīng)溫度298.15,K、進(jìn)水苯胺質(zhì)量濃度 26.81,mg/L時(shí)，在不同的 pH下對(duì)廢水進(jìn)行臭氧氧化，pH對(duì)臭氧降解苯胺的影響如圖2所示．

圖2 pH對(duì)臭氧降解苯胺的影響Fig. 2 Effect of pH on the degradation of aniline by ozone

因?yàn)槌粞踅到饽繕?biāo)物質(zhì)過(guò)程分為直接反應(yīng)和間接反應(yīng)，直接反應(yīng)即臭氧分子直接和目標(biāo)污染物發(fā)生反應(yīng)，間接反應(yīng)是誘發(fā)臭氧產(chǎn)生羥基自由基，羥基自由基氧化降解目標(biāo)污染物[10]，OH-是羥基自由基的誘發(fā)劑，所以 pH對(duì)臭氧反應(yīng)有很大的影響．由圖 2可知，整體來(lái)看苯胺的降解效率在酸性條件下較堿性條件下要高．分析原因：在酸性(pH＜4)條件下，臭氧分子直接氧化機(jī)理占主導(dǎo)；在堿性(pH＞10)條件下，臭氧分解形成羥基自由基的間接反應(yīng)機(jī)理占主導(dǎo)[11].由圖2可以推測(cè)，臭氧對(duì)于該水樣中的苯胺降解機(jī)理不符合羥基自由基機(jī)理，而是以臭氧直接氧化為主．這可能是由于公司生產(chǎn)偶氮類(lèi)顏料的重氮化過(guò)程中，調(diào)節(jié)酸性反應(yīng)條件時(shí)用的是鹽酸，所以引入大量的 Cl-(廢水中 Cl-質(zhì)量濃度為 2,014,mg/L)，而 Cl-是羥基自由基的猝滅劑，因此本實(shí)驗(yàn)廢水中大量的Cl-使得堿性條件下產(chǎn)生的·OH發(fā)生無(wú)效的反應(yīng)．故在本實(shí)驗(yàn)中降解苯胺機(jī)理主要是臭氧直接反應(yīng)，臭氧在酸性條件下比堿性條件下降解效率高．為了進(jìn)一步驗(yàn)證此推測(cè)，以異丙醇為羥基自由基的捕獲劑，當(dāng)pH＝5時(shí)，在 500,mL廢水中加入 2,mL的異丙醇進(jìn)行臭氧深度處理，與相同條件下不加異丙醇的出水苯胺含量進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果見(jiàn)圖 3．由圖 3可知：在廢水中加入異丙醇后并沒(méi)有明顯降低苯胺的降解效率，由此也可以證明臭氧氧化此顏料廢水的過(guò)程中以臭氧直接氧化機(jī)理為主．

圖3 pH＝5時(shí)水樣加與不加異丙醇的處理效果對(duì)比Fig. 3 Comparison of the water sample with and without isopropyl alcohol with pH＝5

在酸性條件下，pH為2和3時(shí)苯胺的去除率小于 pH＝5時(shí)苯胺的去除率．這是因?yàn)榕嫉玖虾铣蛇^(guò)程中加入了亞硝酸鈉，在 pH＝2左右苯胺和廢水中殘留亞硝酸鹽生成重氮鹽，導(dǎo)致一部分臭氧先與重氮鹽發(fā)生反應(yīng)，臭氧的利用率降低，故pH＝5時(shí)處理效果最佳，去除率穩(wěn)定在 95%,以上．在高 pH 下(如pH＝11)，臭氧分子的分解速率加快，使得臭氧的有效利用率減小，該情況下的處理效果還不及 pH＝9時(shí)的處理效果．

2.1.2 臭氧投加速率

在反應(yīng) pH＝5、反應(yīng)溫度為 298.15,K、苯胺質(zhì)量濃度為 26.81,mg/L時(shí)，設(shè)定臭氧投加速率分別為0.45、0.74、0.92、1.08,mg/(L·min)，考察臭氧投加速率對(duì)苯胺降解的影響，結(jié)果如圖 4所示．由圖 4可知：隨著臭氧投加速率的增加，苯胺的降解速率也隨之增加，在臭氧投加速率從 0.45,mg/(L·min)升高到1.08,mg/(L·min)時(shí)，苯胺由 26.81,mg/L 降到 2,mg/L以下需要的降解時(shí)間從50,min縮短到10,min. 投加速率在 0.92,mg/(L·min)和 1.08,mg/(L·min)情況下，降解效果相當(dāng)．當(dāng)臭氧投加速率為0.45、0.74,mg/(L·min)時(shí)，反應(yīng)速率較小，這是由在低的臭氧投加速率下，氣相中臭氧分子在廢水中與苯胺接觸的概率小，傳質(zhì)效率低所造成的．臭氧投加速率由 0.92,mg/(L·min)增加到 1.08,mg/(L·min)，苯胺的降解速率沒(méi)有很大提高，這是因?yàn)樵谳^大的臭氧投加速率下，越來(lái)越多的臭氧來(lái)不及傳質(zhì)到液相中就隨尾氣排出，導(dǎo)致臭氧的利用率降低，故后續(xù)實(shí)驗(yàn)中選擇 0.92,mg/(L·min)為最優(yōu)臭氧投加速率．

圖4 臭氧投加速率對(duì)苯胺降解的影響Fig. 4 Effect of ozone acceleration rate on the degradation aniline

2.1.3 溫度

在 pH＝5、進(jìn)水苯胺質(zhì)量濃度為 26.81,mg/L、臭氧投加速率為 0.92,mg/(L·min)時(shí)，設(shè)定反應(yīng)溫度分別為 279.25、285.65、298.15、315.25,K，考察溫度對(duì)苯胺降解的影響，結(jié)果如圖5所示．

圖5 溫度對(duì)苯胺降解的影響Fig. 5 Effect of temperature on aniline degradation

由圖 5可知：隨著溫度的升高，臭氧降解苯胺的反應(yīng)速率也隨之增加，故升溫有利于苯胺的降解．溫度會(huì)影響臭氧氧化的速率常數(shù)，根據(jù)范特霍夫近似規(guī)則，溫度升高，化學(xué)反應(yīng)的反應(yīng)速率常數(shù)也會(huì)增加．而另一方面，溫度升高會(huì)加速水中臭氧的自分解，同時(shí)降低臭氧在水中的溶解度，在一定程度上限制苯胺的降解．這兩方面的共同作用導(dǎo)致溫度對(duì)苯胺降解速率的影響不是很大．可見(jiàn)臭氧降解苯胺時(shí)對(duì)溫度變化的抗沖擊性較穩(wěn)定，故實(shí)驗(yàn)采用298.15,K.

2.1.4 苯胺初始質(zhì)量濃度

目標(biāo)污染物的初始濃度將直接影響有機(jī)污染物的去除效率及所需的反應(yīng)時(shí)間．在 pH＝5、反應(yīng)溫度為 298.15,K、臭氧投加速率為 0.92,mg/(L·min)的情況下，分別對(duì)不同初始質(zhì)量濃度的苯胺廢水進(jìn)行降解，考察苯胺初始質(zhì)量濃度對(duì)臭氧降解效果的影響，結(jié)果如圖6所示．

圖6 苯胺初始濃度對(duì)臭氧降解效果的影響Fig. 6 Influence of concentration of aniline on ozone degradation

由圖 6可知：反應(yīng) 6,min后，苯胺質(zhì)量濃度分別由 13.32、16.02、19.72、26.18,mg/L 降為 2.18、2.14、2.31、2.51,mg/L，去除率分別為 83.63%,、86.64%,、88.29%,、90.41%,，苯胺的降解率隨其質(zhì)量濃度的增加而增大．反應(yīng)13,min后，上述4種濃度降解率都能達(dá)到 94%,以上．故苯胺初始質(zhì)量濃度在 13.32～26.18,mg/L時(shí)，臭氧氧化反應(yīng)都可以在 13,min時(shí)使出水苯胺質(zhì)量濃度小于 2,mg/L，且色度降至 40．臭氧投加速率一定時(shí)，廢水中的苯胺初始質(zhì)量濃度增加，反應(yīng)消耗的臭氧量隨之增加，溶液中臭氧的濃度減小，臭氧在氣液兩相間的傳質(zhì)推動(dòng)力增加，臭氧傳質(zhì)量增加，從而提高了苯胺的降解率．

綜上所述，臭氧處理的最佳工藝條件為：pH＝5(原水 pH)、臭氧投加速率為 0.92,mg/(L·min)、反應(yīng)溫度 298.15,K，在該條件下反應(yīng) 13,min處理組合工藝出水，色度降至40，苯胺質(zhì)量濃度降到0.63,mg/L．

2.2 臭氧降解苯胺動(dòng)力學(xué)方程的確定

通過(guò)對(duì)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)的研究，可加深了解臭氧氧化過(guò)程中各主要影響因素在氧化過(guò)程中的貢獻(xiàn)[12]．臭氧降解苯胺的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)可由式(2)表示．

式中：ρ為反應(yīng)時(shí)間t時(shí)的苯胺質(zhì)量濃度；ρO3為反應(yīng)時(shí)間t時(shí)溶液中臭氧質(zhì)量濃度；k為反應(yīng)速率常數(shù)；m和n分別為苯胺的反應(yīng)級(jí)數(shù)和臭氧的反應(yīng)級(jí)數(shù)．

反應(yīng)過(guò)程中，臭氧處于連續(xù)曝氣狀態(tài)，水中臭氧供給與消耗達(dá)到一個(gè)平衡，可認(rèn)定水中臭氧濃度恒定，則式(2)可簡(jiǎn)化為

由上述 ln(ρ/ρ0)對(duì) t的擬合曲線為直線，可知臭氧降解苯胺符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)，即 m＝1，則臭氧降解苯胺的動(dòng)力學(xué)方程為

根據(jù)上述實(shí)驗(yàn)可知臭氧的投加速率、反應(yīng)溫度以及溶液中苯胺的初始質(zhì)量濃度，對(duì)苯胺的降解都會(huì)有影響．其對(duì)苯胺降解的影響可由 kobs與各參數(shù)之間的冪指數(shù)擬合經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ褪?5)表示．

兩邊取對(duì)數(shù)得

式中：v是臭氧投加速率，mg/(L·min)；ρ0是苯胺的初始質(zhì)量濃度，mg/L；kobs是苯胺與臭氧反應(yīng)的表觀速率常數(shù)，min-1；A為指前因子；Ea,obs為表觀反應(yīng)活化能，J/mol；R 為氣體常數(shù)，8.314,J/(mol·K)；T 為反應(yīng)溫度，K；α、β為指數(shù)．

(1)kobs與不同反應(yīng)溫度的擬合

對(duì)臭氧在不同溫度下降解苯胺進(jìn)行動(dòng)力學(xué)擬合，將得到的不同反應(yīng)溫度下的 kobs，對(duì) ln,kobs–T,-1作線性回歸，結(jié)果如圖7(a)所示．分析得到回歸方程

直線斜率為－313.9，故表觀活化能 Ea,obs＝2,609.76,J/mol，通常氧化反應(yīng)活化能為 70～170,kJ/mol[13]，說(shuō)明臭氧氧化降解苯胺過(guò)程較容易進(jìn)行，基本屬于快速反應(yīng)[14]．

(2)kobs與臭氧投加速率的擬合

臭氧投加速率對(duì)苯胺降解效果一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合，得到各臭氧投加速率下的 kobs，并對(duì) ln,kobs–ln,v作線性回歸，結(jié)果見(jiàn)圖7(b)．其直線斜率為 2.004,3，可決系數(shù) R2＝0.964,8．

(3)kobs與不同苯胺初始質(zhì)量濃度的擬合

苯胺初始質(zhì)量濃度對(duì)苯胺降解效果的一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合，擬合得到各臭氧投加速率下的 kobs，并對(duì)ln,kobs–ln,ρ0作線性回歸，結(jié)果見(jiàn)圖 7(c)．直線斜率為0.422,9，可決系數(shù) R2＝0.975,3．

將各條件下實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)代入式(5)，計(jì)算出 A的平均值為0.256．則臭氧降解苯胺的動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)為

圖7 ln k對(duì) T,-1、ln v、ln ρ 的擬合曲線obs,0Fig. 7 Plots of ln kobs vs T-1，ln v and ln ρ0

根據(jù)圖 7中的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，對(duì)各實(shí)驗(yàn)條件下的 kobs進(jìn)行計(jì)算，結(jié)果見(jiàn)表 2．臭氧投加速率、反應(yīng)溫度和苯胺初始質(zhì)量濃度對(duì)苯胺的降解效果都有影響，在臭氧投加速率為 0.45～1.08,mg/(L·min)、反應(yīng)溫度為279.25～315.25,K 和苯胺初始質(zhì)量濃度為 13.32～26.18,mg/L條件下，臭氧氧化苯胺均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)降解規(guī)律，且臭氧投加速率的增加、反應(yīng)溫度的增大和苯胺初始質(zhì)量濃度的增大都有利于一級(jí)動(dòng)力學(xué)常數(shù)的提高．

表2 動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果Tab. 2 Fitted rate constants of the experimental results

3 結(jié) 論

臭氧氧化反應(yīng)深度處理苯胺廢水，最佳工藝條件為 pH＝5、反應(yīng)溫度為 298.15,K、臭氧投加速率為0.92,mg/(L·min)，反應(yīng) 13,min后色度降至 40，苯胺去除率達(dá)到 94%,以上，出水能穩(wěn)定降到 2,mg/L以下．對(duì)臭氧降解苯胺進(jìn)行動(dòng)力學(xué)擬合，其結(jié)果符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)為

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