專利名稱：一種礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法
技術(shù)領(lǐng)域：
本發(fā)明涉及環(huán)境污染控制技術(shù)領(lǐng)域，尤其涉及一種礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法。
背景技術(shù)：
芬頓(Fenton )試劑一般是指Fe2+和H2O2構(gòu)成的氧化體系，由法國(guó)科學(xué)家
H.J. H. Fenton于1894年發(fā)明，是一種不需要高溫高壓，而且設(shè)備簡(jiǎn)單的化學(xué)氧化水處理技術(shù)。早期芬頓試劑主要應(yīng)用于有機(jī)分析化學(xué)和有機(jī)合成反應(yīng)，1964年，Eisenhouser首次將 芬頓反應(yīng)作為廢水處理的技術(shù)運(yùn)用，并在苯酚及烷基苯廢水處理實(shí)驗(yàn)中獲得成功。傳統(tǒng)的芬頓反應(yīng)會(huì)造成鐵離子流失，為解決這個(gè)問(wèn)題，逐步發(fā)展起非均相芬頓反應(yīng)，該反應(yīng)體系通常是將催化性能最強(qiáng)的鐵離子負(fù)載到不同的載體上，在保持其催化活性同時(shí)獲得固-液分離能力、避免二次污染。非均相芬頓反應(yīng)體系具有反應(yīng)效率高、有效PH范圍寬廣以及催化劑可再生利用等優(yōu)勢(shì)，是一項(xiàng)極具發(fā)展?jié)摿Φ男滦透呒?jí)氧化工藝。目前，多相芬頓催化劑的載體主要有活性炭、沸石分子篩、粘土等三類。活性炭相對(duì)較貴，沸石分子篩也是要通過(guò)人工合成，粘土類礦物需要看礦場(chǎng)含量，有些稀有礦物含量低分布地區(qū)少，需長(zhǎng)途運(yùn)輸，費(fèi)用較聞。礦化垃圾是指在填埋場(chǎng)中填埋多年(在上海一般至少在8-10年以上，北方地區(qū)10年以上)，基本達(dá)到穩(wěn)定化，已可進(jìn)行開采利用的垃圾。我國(guó)現(xiàn)有幾十座衛(wèi)生和準(zhǔn)衛(wèi)生城市生活垃圾填埋場(chǎng)和一般堆場(chǎng)，已填入或堆放垃圾幾千萬(wàn)噸。當(dāng)中的一些垃圾經(jīng)8-10年的降解后，基本上達(dá)到了穩(wěn)定化狀態(tài)，因而被稱為礦化垃圾。在上海市，這種礦化垃圾至少有4000萬(wàn)噸(老港垃圾填埋場(chǎng)2000萬(wàn)噸，市區(qū)和郊區(qū)歷年來(lái)的堆場(chǎng)、江鎮(zhèn)堆場(chǎng)等近2000萬(wàn)噸)。北京、天津、廣州等城市所堆存的礦化垃圾估計(jì)也有幾千萬(wàn)噸。因此這些礦化垃圾的資源非常充足，而且分布廣，基本每個(gè)大城市都有垃圾填埋場(chǎng)，經(jīng)過(guò)長(zhǎng)時(shí)間降解，有些已經(jīng)可以開采，可以認(rèn)為是取之不絕用之不盡的新材料。負(fù)載型即非均相芬頓催化反應(yīng)降解污染物的過(guò)程是(1)制備催化劑，將鐵氧化物負(fù)載到活性炭、沸石分子篩、粘土等載體上；(2)催化降解，將負(fù)載型催化劑投入有機(jī)廢水中使用。在該過(guò)程中制備催化劑是關(guān)鍵的步驟，首先需要選擇合適的載體，要求比表面積大、穩(wěn)定，并要經(jīng)過(guò)一系列的負(fù)載過(guò)程，比如在膨潤(rùn)土層間負(fù)載氧化鐵(Chemosphere. 2006,65 (7) : 1249-1255.)在反應(yīng)的過(guò)程中溶解出Fe2+，參與芬頓反應(yīng)。該過(guò)程會(huì)影響反應(yīng)速度，并且負(fù)載的氧化鐵不可能全部溶解，這樣會(huì)影響反應(yīng)效率。

發(fā)明內(nèi)容
本發(fā)明的目的是為克服現(xiàn)有技術(shù)中多相芬頓催化劑合成過(guò)程復(fù)雜、載體昂貴等不足，提供一種礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法。為解決上述問(wèn)題本發(fā)明采用的技術(shù)方案是其步驟如下在廢水中直接加入亞鐵離子鹽、H2O2和礦化垃圾，礦化垃圾和廢水的固液質(zhì)量比為I :50(Γ5000，亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的5(Γ100%，比如礦化垃圾的陽(yáng)離子交換量為50mmol/g，加入的亞鐵離子為lOmmol，其電荷為20mmol，加入的礦化垃圾量為O. 4g，礦化垃圾所能交換的陽(yáng)離子量為20mmol，剛好能100%交換溶液中所存在的亞鐵離子，如果加入的礦化垃圾的量為O. Sg，則亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的50%，F(xiàn)e2+與H2O2摩爾比為50(Γ1000 :1，調(diào)節(jié)pH值到5飛，攪拌反應(yīng)5 lOmin，沉淀固液分離，廢水可達(dá)標(biāo)排放。所述的亞鐵離子鹽為水溶性亞鐵離子鹽，包括FeCl2或FeS04。所述的礦化垃圾為經(jīng)8 15年填埋，粉碎，過(guò)5(Γ100目篩的礦化垃圾。本發(fā)明有益效果是

(I)省卻原來(lái)負(fù)載型氧化鐵催化劑在應(yīng)用之前的一系列繁瑣的合成步驟。(2)有機(jī)廢水凈化處理時(shí)間縮短，效率提高。該過(guò)程中相當(dāng)于在廢水中存在均相芬頓催化反應(yīng)，相比傳統(tǒng)非均相芬頓反應(yīng)速度要提高不少。(3)與一般土壤相比，礦化垃圾具有容重較小、孔隙率高、陽(yáng)離子交換容量(CEC)大、吸附和交換能力強(qiáng)的特點(diǎn)。特別是陽(yáng)離子交換容量，礦化垃圾的陽(yáng)離子交換容量更是高達(dá)O. 068mol/100g以上，比普通的砂土高出數(shù)十倍(同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào)自然科學(xué)版，第34卷第10期，1360頁(yè))。另外其孔隙率高，比表面積大，是一種理想的催化載體，廉價(jià)易得。(4)利用礦化垃圾的陽(yáng)離子交換特性，在鐵離子發(fā)揮催化作用的同時(shí)將其交換到礦化垃圾表面，避免了鐵離子的流失，避免了水中鐵離子的污染并提高了重復(fù)利用的可能性。
具體實(shí)施例方式以下進(jìn)一步提供本發(fā)明的3個(gè)實(shí)施例實(shí)施例I在IL濃度為30mg/L金橙II廢水中直接加入FeCl2、H202和經(jīng)15年填埋，粉碎，過(guò)100目篩的礦化垃圾粉末，F(xiàn)e2+:H202=500 1 (摩爾比)，亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的50%，礦化垃圾和廢水的固液比為I :5000(質(zhì)量比)，調(diào)節(jié)pH值到6，攪拌反應(yīng)lOmin，沉淀固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為90. 5% ;將分離得到的固體循環(huán)使用，加入到相同量的廢水中，加入相同量的H2O2,調(diào)節(jié)pH值到6，攪拌反應(yīng)lOmin，固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為89. 6%。傳統(tǒng)的均相芬頓反應(yīng)對(duì)于同樣的廢水，在同樣條件下，加入FeCl2和H2O2,但未加入礦化垃圾，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為75. 1%，且Fe2+無(wú)法重復(fù)利用，而非均相芬頓反應(yīng)又需要經(jīng)過(guò)合成等一系列步驟。實(shí)施例2在IL濃度為30mg/L亞甲基藍(lán)廢水中直接加入FeS04、H202和經(jīng)8年填埋，粉碎，過(guò)50目篩的礦化垃圾粉末，F(xiàn)e2+=H2O2=IOOO 1 (摩爾比)，亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的100%，礦化垃圾和廢水的固液比為I :500(質(zhì)量比)，調(diào)節(jié)pH值到5，攪拌反應(yīng)5min，沉淀固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為92. 5% ;將分離得到的固體循環(huán)使用，加入到相同量的廢水中，加入相同量的H2O2，調(diào)節(jié)pH值到5，攪拌反應(yīng)5min，固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為91. 6%。
傳統(tǒng)的均相芬頓反應(yīng)對(duì)于同樣的廢水，在同樣條件下，加入FeSO4和H2O2,但未加入礦化垃圾，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為71. 3%，且Fe2+無(wú)法重復(fù)利用，而非均相芬頓反應(yīng)又需要經(jīng)過(guò)合成等一系列步驟。實(shí)施例3在IL濃度為30mg/L苯酚廢水中直接加入FeCl2、H2O2和經(jīng)15年填埋，粉碎，過(guò)50目篩的礦化垃圾粉末，F(xiàn)e2+ =H2O2=SOO :1(摩爾比)，亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的100%，礦化垃圾和廢水的固液比為I :1000 (質(zhì)量比)，調(diào)節(jié)pH值到6，攪拌反應(yīng)lOmin，沉淀固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為92. 6% ;將分離得到的固體循環(huán)使用，加入到相同量的廢水中，加入相同量的H2O2，調(diào)節(jié)pH值到5，攪拌反應(yīng)lOmin，固液分離，測(cè)定得到的污染物的去除率為91. 1%。傳統(tǒng)的均相芬頓反應(yīng)對(duì)于同樣的廢水，在同樣條件下，加入FeCl2和H2O2,但未加入礦化垃圾，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為61. 9%，且Fe2+無(wú)法重復(fù)利用，而非均相 芬頓反應(yīng)又需要經(jīng)過(guò)合成等一系列步驟。
權(quán)利要求
1.一種礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于步驟如下 在廢水中直接加入亞鐵離子鹽、H2O2和礦化垃圾，礦化垃圾和廢水的固液質(zhì)量比為I :500^5000,亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的5(Tl00%，F(xiàn)e2+與H2O2摩爾比為50(Tl000 :1，調(diào)節(jié)pH值到5飛，攪拌反應(yīng)5 lOmin，沉淀固液分離，廢水可達(dá)標(biāo)排放。
2.根據(jù)權(quán)利要求I所述的礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的亞鐵離子鹽為FeCl2或FeS04。
3.根據(jù)權(quán)利要求I所述的礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的礦化垃圾為經(jīng)8 15年填埋，粉碎，過(guò)5(Tl00目篩的礦化垃圾。
全文摘要
本發(fā)明提供一種礦化垃圾參與的均相芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其步驟如下在廢水中直接加入亞鐵離子鹽、H2O2和礦化垃圾，礦化垃圾和廢水的固液質(zhì)量比為1500~5000，亞鐵離子電荷摩爾數(shù)為所加入礦化垃圾陽(yáng)離子交換量的50~100%，F(xiàn)e2+與H2O2摩爾比為500~10001，調(diào)節(jié)pH值到5~6，攪拌反應(yīng)5~10min，固液分離，廢水可達(dá)標(biāo)排放。本發(fā)明省卻原來(lái)負(fù)載型氧化鐵催化劑在應(yīng)用之前的一系列繁瑣的合成步驟。利用礦化垃圾的陽(yáng)離子交換特性，在鐵離子發(fā)揮催化作用的同時(shí)將其交換到礦化垃圾表面，避免了鐵離子的流失，避免了水中鐵離子的污染并提高了重復(fù)利用的可能性。
文檔編號(hào)C02F1/72GK102757121SQ20121028631
公開日2012年10月31日 申請(qǐng)日期2012年8月13日 優(yōu)先權(quán)日2012年8月13日
發(fā)明者姚超, 李定龍, 李良銀, 馬建鋒 申請(qǐng)人:常州大學(xué)