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含酚高濃度有機廢水主要來自煤化工、煉油煉焦、紡織、煉鋼、化工中間體生產(chǎn)、污泥或垃圾燃燒、垃圾滲濾液等過程。廢水的成分極端復雜，其中酚類、多環(huán)芳香族化合物及氨氮、輕質(zhì)油等物質(zhì)大多數(shù)進入水中，構(gòu)成了有機污染物濃度高、難降解工業(yè)廢水。含酚高濃度有機廢水中的酚類物質(zhì)及其衍生物具有較高的生物毒性，不只對人體和水環(huán)境具有毒害作用，還對水處置生化過程中的微生物產(chǎn)生抑止和毒害作用。除此之外，該廢水中含有大量的細小顆粒，對后續(xù)水處置單元形成一定的影響，容易阻塞設備，因而，需求實行預處置以降低其對后續(xù)單元的影響。

目前，含酚高濃度有機工業(yè)廢水處理常用的預處置有除油、脫酚、去除 SS ( 初沉池、混凝沉淀等) 和有毒有害或難降解有機物等。針對廢水中懸浮物及細小顆粒的去除，通常采用絮凝沉淀法，投加適宜絮凝劑使固液分離，去除廢水中懸浮膠體顆粒。絮凝沉淀法具有操作簡單、處置效果好、費用較低等優(yōu)勢，用于煤制氣廢水的預處置階段，可降低后續(xù)生化處置的有機負荷，已順利應用于煤氣化、煤液化等廢水的預處置過程中。連國奇等采用聚合氯化鋁( PAC) 和聚丙烯酰胺( PAM) 復合絮凝劑對含酚高濃度有機廢水實行處置，絮凝處置后，化學耗氧量( COD) 去除率高達 80. 92%。

針對含酚高濃度有機廢水的特性，采用無機混凝劑和有機絮凝劑結(jié)合絮凝作為預處置辦法，經(jīng)過混凝沉淀法降低廢水中有機物的濃度和除酚。對絮凝劑及復配組合實行挑選，并考量聚合氯化鋁鐵( PAFC) 投加量、有機絮凝劑投加量、水力條件、pH 對混凝實驗的影響，采用正交實驗實行優(yōu)化，判別顯著性影響要素，從而選定一種有效的處置計劃，為含酚高濃度有機廢水預處置提供一定的經(jīng)驗。

1 實驗

1. 1 廢水來源及性質(zhì)

該含酚高濃度有機廢水呈深褐色，帶有刺鼻性氣息，水質(zhì)詳細指標如表 1 所示。

1. 2 主要試劑

聚合氯化鋁鐵( PAFC，Fe 和 Al 的質(zhì)量分數(shù)皆為 27%) 、陽離子型聚丙烯酰胺( CPAM，分子量1 000萬，陽離子度 40%) 、陰離子型聚丙烯酰胺( APAM，分子量 1 000 萬，陰離子度 14%) 、非離子型聚丙烯酰 胺 ( NPAM，分子量1 000萬) ，剖析純，國藥集團化學試劑有限公司。

1. 3 實驗過程

分別取一定量的含酚高濃度有機廢水于燒杯中，用一定量 H2 SO4 和 NaOH 調(diào)整 pH，將燒杯置于ZR4-6 型混凝實驗攪拌機上，投加適量無機混凝劑，以 300 r /min 快速攪拌 1 min 后，投加一定量的有機絮凝劑，以 50 r /min 慢速攪拌 10 min，靜置 30 min后，取上清液依次測定 COD、濁度、總酚質(zhì)量濃度( 簡稱總酚) 等指標。另采用 PAFC 投加量、CPAM投加量、廢水 pH、攪拌轉(zhuǎn)速為影響要素展開正交實驗，確認影響絮凝效果的顯著性影響要素。該實驗總酚質(zhì)量濃度采用溴化容量法測定，在廢水測定前需求消除各種干擾；COD 采用哈希DR1010 型 COD 測定儀測定; 濁度采用哈希 2100Q便攜式濁度儀測定; 氨氮采用納氏試劑分光光度法測定。

2 結(jié)果與討論

2. 1 有機絮凝劑的選用

與聚合硫酸鐵和聚合氯化鋁相比，PAFC 同時具備鋁鹽和鐵鹽的性質(zhì)，使其具有明顯性能優(yōu)勢，故實驗選用 PAFC 作為無機混凝劑。在其他條件相同的狀況下，分別研討不同投加量時單一絮凝劑和復配絮凝劑的處置效率，結(jié)果如圖 1—5所示。

由圖 1 和 2 可知: 隨著單一無機混凝劑或有機絮凝劑投加量的增加，濁度、總酚和 COD 的去除率先增大后減小，且單獨投加有機絮凝劑 NPAM 的絮凝效果優(yōu)于單獨投加 PAFC 的，投加 20 mg /L NPAM時總酚和 COD 的最大去除率僅為 16. 0%和 18. 6%，投加 30 mg /L NPAM 時濁度的最大去除率僅為82. 2%。因而，投加單一絮凝劑對該廢水的處置效果不明顯，且投加單一絮凝劑處置該廢水時，絮體顆粒較小，沉降性能差。由圖 3—5 可知: PAFC 與 3種電荷類型聚丙烯酰胺停止復配( PAFC +APAM、PAFC+CPAM、PAFC+NPAM) 預處置該廢水，隨著投加量的增加，濁度、總酚的去除率先升高后逐步降低，COD 的去除率則先升高后逐步趨于平穩(wěn)，在投加 1. 5 g /L PAFC+30 mg /L PAM 時混凝效果最好，濁度、總酚和 COD 的去除率分別為 90. 1%、18. 4%和 28. 9%，此時混凝效果優(yōu)于單獨投加單一絮凝劑的絮凝效果。PAFC 水解會生成具有強吸附和電中 和才能的正電荷多核羥基配位化合物，隨著 PAFC 投加量的增加，帶正電荷的多核羥基配位化合物增 多，與廢水中帶負電荷的膠體顆粒發(fā)作吸附作用和 電中和作用，使其快速脫穩(wěn)，構(gòu)成絮體。單獨投加 PAFC 時，絮體較小且沉降較慢，隨著 PAM 的投 加，PAM 的酰胺基( —CONH2 ) 可與許多物質(zhì)親和、吸附構(gòu)成氫鍵，吸附架橋作用加強，促進絮體的凝 聚，構(gòu)成更大的絮體并快速沉淀。隨著絮凝劑的繼續(xù)投加，膠體顆粒被過量的絮凝劑包裹，顆粒帶相反電荷而復穩(wěn)，顆粒更分散，絮凝效果變差。

此外，3 種電荷有機絮凝劑與 PAFC 復配對濁 度、總酚和 COD 的去除效果差別較大，其中，CPAM 的去除效果最好，APAM 其次，NPAM 最差。APAM 和 CPAM 不只能夠與顆粒發(fā)作橋聯(lián)作用，還易與水中的膠體粒子發(fā)作吸附架橋作用，構(gòu)成較大的絮凝物，利于絮體的凝聚和沉淀。與 APAM 相比，CPAM 具有帶正電荷的基團，除了吸附架橋作用，還可與帶負電荷的懸浮顆粒發(fā)作電荷中和作用，對污染物的去除效果更好。因此，選擇 CPAM 與 PAFC 實行結(jié)合處置廢水。

2. 2 PAFC 投加量( 復配體系) 對處置效果的影響   

初始 pH 為原水 pH，CPAM 投加量為 20 mg /L， 攪拌轉(zhuǎn)速為 350 r /min，改動 PAFC 投加量分別為 0. 9、1. 1、1. 3、1. 5、1. 7、1. 9 g /L，考量PAFC 投加量對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 6。

由圖 6 可知: 隨著 PAFC 投加量的增大，濁度、COD 和總酚的去除率先增大后減小，在投加量為1. 5 g /L 時到達最佳值，三者去除率的最大值分別為 91. 4%、27. 5% 和 26. 5%。PAFC 在反響中會水解出 Al3+和 Fe3+，水解生成較多的帶正電荷多核產(chǎn)物，易與廢水中帶有相反電荷的膠體顆粒發(fā)作電中和作用和吸附架橋作用，構(gòu)成絮體，且異核金屬離子交織排列構(gòu)成的分子鏈具有很強的包裹性和吸收才能，顆?；ハ辔斩鄢尚躞w，首先 PAFC 經(jīng)過電中和作用使得膠體顆粒脫穩(wěn)，然后 CPAM 進一步發(fā)揮電中和作用和吸附架橋作用使得構(gòu)成的絮體進一步增加且變大。CPAM 發(fā)揮吸附架橋作用的同時還存在網(wǎng)捕卷掃作用，使得絮體在沉降過程中經(jīng)過絮體以及絮體之間的空隙構(gòu)造進一步捕集小的膠體顆粒和絮體顆粒，進而強化絮凝作用以取得愈加好的絮凝效果。隨著適量 PAFC 的投加，水解生成的帶正電荷多核產(chǎn)物更好地發(fā)揮絮凝作用;當 PAFC 濃渡過高時，膠體顆粒被過量的絮凝劑包裹，帶上相反電性，顆粒間的排擠力增加，構(gòu)成新的穩(wěn)定體系，不易凝聚，混凝效果反而降低。

2. 3 CPAM 投加量( 復配體系) 對處置效果的影響

選擇 CPAM 與 PAFC 結(jié)合處置該廢水，初始 pH為原水 pH，PAFC 投加量為 1. 5 g /L，攪拌轉(zhuǎn)速為350 r /min，研討 CPAM 投加量對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 7。由圖 7 能夠看出: 隨著 CPAM 投加量的增加，濁度、COD 和總酚去除率整體上呈先增大后減小的趨向。在 CPAM 投加量為 20 mg /L 時，濁度和 COD 的最大去除率 為 93. 1% 和 36. 4%; 在CPAM 投加量為 30 mg /L 時，總酚的去除率到達最大值 30. 6%，但在 CPAM 投加量為 20 mg /L 時總酚去除率曾經(jīng)到達 26. 9%，分離絮凝劑投加量對濁度和 COD 去除率的影響，選擇最佳 CPAM 投加量為20 mg /L。CPAM 帶正電荷基團，隨著 CPAM 投加量的增加，CPAM 能應用高分子量和長鏈構(gòu)造的特性在廢水中充沛發(fā)揮吸附架橋作用，還能與廢水中膠體顆粒發(fā)作電中和作用，此外還快速地產(chǎn)生絮凝作用，使膠體懸浮物快速構(gòu)成鞏固密實的絮體，促進絮體的凝聚，進步混凝效果。但是隨著 CPAM投加量的繼續(xù)增加，污染物去除率降低，絮凝效果變差。這是由于較高濃度的 CPAM 使得分子鏈不能充沛地伸展，CPAM 不能充沛發(fā)揮吸附架橋作用。同 PAFC 一樣，過量的 CPAM 會掩蓋膠體顆粒，對膠體顆粒起到維護的作用，障礙 CPAM 的絮凝作用，且膠體顆粒會因外表帶有正反電荷而復穩(wěn)，不易凝集和沉淀，使得混凝效果變差。

2. 4 pH 對處置效果的影響

PAFC 投加量為 1. 5 g /L，CPAM 投加量為 20 mg /L，攪拌轉(zhuǎn)速為 350 r /min，改動廢水初始 pH 分 別為 3、5、7、9 和 11，調(diào)查初始 pH 對混凝效果的影 響，結(jié)果見圖 8。由圖 8 可知: 當廢水 pH 由 3 進步 到 11 時，濁度、總酚和 COD 去除率隨著 pH 的升 高先增大后減小，在 pH 為 5 時絮凝效果最佳，有明顯的固液分層現(xiàn)象，三者去除率最大值分別為98. 9%、35. 9%和 48. 8%。在酸性下，含酚高濃度有機廢水中很多膠體雜質(zhì)顆粒本身電負性消逝，開端脫穩(wěn)，雜質(zhì)顆粒由于絮凝劑的吸附架橋、網(wǎng)捕作用而被去除。廢水中的苯酚酮類物質(zhì)在酸性條件下易于因絮凝而脫穩(wěn)，加強絮凝效果。當酸性過大時，PAFC 水解產(chǎn)生的正電荷多核羥基絡合物不易構(gòu)成，CPAM 不易水解，PAFC 和 CPAM 不能充沛發(fā)揮電中和、吸附架橋作用。在強酸條件下，正電荷過多，雜質(zhì)顆粒不能與帶正電荷的絮凝劑發(fā)作絮凝作用，絮凝效果較差，絮體松懈不易聚沉且容易上浮。當 pH > 9 時，廢水中苯酚酮類等物質(zhì)在高 pH 時會構(gòu)成鈉鹽，溶解性較好而不易脫穩(wěn)，招致去除效果降低。在堿性條件下，PAFC合成的 Al3+和 Fe3+易生成沉淀，絮凝作用大大削弱; CPAM 不易水解，分子鏈的伸展度降低，吸附架橋作用削弱; 膠體顆粒外表負電荷增加，不能有效地與帶正電荷的 CPAM 發(fā)作電中和作用，混凝效果變差。

2. 5 水力條件對處置效果的影響

PAFC 投加量為1. 5 g /L，CPAM 投加量為20 mg /L，初始 pH 為 5，經(jīng)過改動快速攪拌過程中的攪拌轉(zhuǎn)速來改動水力條件，快速攪拌轉(zhuǎn)速分別為 200、250、300、350、400 和 450 r /min，調(diào)查初始水力條件對混凝效果的影響，結(jié)果見圖 9。由圖 9可知: 水力條件對濁度去除率的影響較小，但是總酚和 COD 的去除率隨著攪拌轉(zhuǎn)速的增大先增大后減小，在以 300 r /min 快速攪拌 1 min，50 r /min 慢速攪拌 10 min 時，混凝效果最 好，濁 度、總酚 和COD 去除 率達最大值，分別為 99. 1%、37. 5% 和51. 4%，此時，濁度、總酚 和 COD分別 為 23. 6、3 328和14 700 mg /L。適宜的攪拌轉(zhuǎn)速能為廢水中的膠體顆粒及懸浮顆粒碰撞提供良好的時機，促進絮凝劑與顆粒間的電中和、吸附架橋作用，有助于絮體的構(gòu)成和凝集。過低的攪拌轉(zhuǎn)速不能很好地提供碰撞時機，PAFC 和 CPAM 水解物與膠體顆粒不能充沛接觸，不能充沛發(fā)揮絮凝作用。但是過高的攪拌轉(zhuǎn)速易形成絮體破碎，不利于絮體的凝集和沉淀，絮凝效果較差。

2. 6 正交實驗剖析

依據(jù)表 2 作出濁度去除率與各要素程度的極差剖析。以濁度為調(diào)查指標，依據(jù)表 2 中極差剖析結(jié)果可知: 影響濁度去除率的重要要素依次為 pH、CPAM 投加量、PAFC 投加量、水力條件，即 pH 和CPAM 投加量是主要影響要素，水力條件的影響最小。以濁度去除率為評價指標，混凝實驗最佳條件: pH 為 5，PAFC 投加量為 1. 5 g /L，CPAM 投加量為 25 mg /L，以 300 r /min快速攪拌 1 min，50 r /min慢速攪拌 10 min。在此條件下，混凝效果最好，濁度去除率最大。

3 結(jié)論

單獨投加無機混凝劑或有機絮凝劑對濁度、COD 和總酚的去除效果普通，絮體沉降速度較慢，無明顯分層。將無機混凝劑 PAFC 和 3 種電荷類型聚丙烯酰胺實行復配，去除率大大提升，其中與CPAM 復配的絮凝效果最好。由單要素實驗和正交實驗得出其最佳絮凝 條 件 為: pH 為 5，PAFC 和CPAM 投加量分別為 1. 5 g /L 和 20 ～ 25 mg /L，以300 r /min 快 速 攪 拌 1 min，50 r /min 慢速 攪 拌10 min，此時污染物的去除效果最佳，濁度、總酚和COD 分別為 23. 6、3 328 mg /L 和14 700 mg /L，其去除率分別為 99. 1%、37. 5%和 51. 4%。