專利名稱：一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(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，尤其涉及一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法。
背景技術(shù)：
1894年由Fenton所發(fā)現(xiàn)，亞鐵離子(Fe2+)為過氧化氫(H2O2)的催化劑，產(chǎn)生一種高氧化能力的自由基，(氫氧自由基，· 0H)，將廢水中的有機(jī)物最終氧化成二氧化碳和水以 消除污染。利用電化學(xué)法產(chǎn)生的Fe2+和H2O2作為持續(xù)來源我們稱之為電解芬頓法。電解槽通電時(shí)，鐵陽極失去兩個(gè)電子被氧化成Fe2+，F(xiàn)e2+與加入的H2O2發(fā)生芬頓反應(yīng)生成· 0H。在該體系中導(dǎo)致有機(jī)物降解的因素除· OH外，還有Fe2+、Fe3+，雖然部分Fe2+、Fe3+可水解成Fe (OH)2^Fe (OH) 3可以沉淀下來，但仍然有大量的Fe2+、Fe3+仍然存在于廢水中，這一方面帶來水的鐵離子污染，另一方面由于黃色鐵的存在，會(huì)影響水的感官。膨潤土是以蒙脫石(Montmorillonite)為主要礦物的粘土巖。蒙脫石是一種含水的層狀鋁硅酸鹽礦物，由兩個(gè)硅氧四面體中間夾一個(gè)鋁(鎂)氧(氫氧)八面體組成，屬于2 I型的三層粘土礦物。晶層間距離為O. 96^2. 14nm，這些納米片層團(tuán)聚在一起，形成幾百納米到幾微米的粘土顆粒。由于膨潤土表面硅氧結(jié)構(gòu)極強(qiáng)的親水性及層間陽離子的水解，未經(jīng)改性的膨潤土吸附處理有機(jī)污染物的性能非常差。但膨潤土有很強(qiáng)的陽離子交換能力，在一定的物理-化學(xué)條件下，不僅Ca2+、Mg2+、Na+、K+等可相互交換，而且可以和有機(jī)陽離子(如陽離子表面活性劑)交換晶層間的陽離子。將鐵交換到膨潤土層間，可以制備得到膨潤土負(fù)載的鐵催化劑(蒙脫石-鐵(III)催化劑的研究，河北大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2001，第I期，65頁)，具有較好的催化效果，但該過程復(fù)雜，需要攪拌、洗滌、烘干、活化等一系列步驟。

發(fā)明內(nèi)容
本發(fā)明要解決的技術(shù)問題是克服現(xiàn)有技術(shù)中電芬頓產(chǎn)生的鐵離子難去除、污染物去除效率低、膨潤土負(fù)載鐵催化劑過程復(fù)雜的不足，提供一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法。為解決上述技術(shù)問題本發(fā)明采用的技術(shù)方案是一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，步驟如下在電解槽中加入有機(jī)廢水，再加入膨潤土，電解槽陽極電極為鐵電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，反應(yīng)結(jié)束后，沉淀分離，廢水即可達(dá)標(biāo)排放。所述的膨潤土為粉碎過5(Γ100目篩的干燥膨潤土。所述的膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :10(Γ500。所述的H2O2溶液用量為每升廢水中加入O. Γ0. 2mL H2O2溶液，本發(fā)明所用的H2O2溶液為普通市售質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30%的H2O2溶液。
所述的電解槽電流為5 40mA，每接通15 20min后，斷開3(T40min，循環(huán)操作，反應(yīng)總時(shí)間3 6h。所述的攪拌轉(zhuǎn)速為50 150r/min。本發(fā)明的有益效果是(I)電解中鐵電極被逐步氧化進(jìn)入溶液和加入的H2O2反應(yīng)產(chǎn)生強(qiáng)氧化劑· 0H，促進(jìn)污染物分解。間歇通電可以節(jié)省不少電能。(2)利用膨潤土本身的吸附能力，將廢水中的污染物吸附到固體表面，有利于電解。(3)利用膨潤土的陽離子交換性能，將電解產(chǎn)生的鐵離子交換到膨潤土層間，一方·面可以降低廢水中殘存的鐵離子濃度，另一方面可以得到具有催化活性的鐵離子改性膨潤土。
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在電解槽中加入濃度為30mg/L的染料橙II廢水，再加入粉碎過100目篩的干燥膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :500，每升廢水中加入O. 2mLH202(30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極為石墨電極，接通電解槽電流40mA，每接通20min后，斷開40min，循環(huán)操作，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，攪拌轉(zhuǎn)速為150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3h，廢水中有機(jī)物被氧化降解，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到98. 7%，廢水中殘余的鐵離子濃度為I. 4mg/L。沉淀得到的膨潤土經(jīng)105°C烘干后，作為催化劑繼續(xù)用來處理廢水，在IL濃度為25mg/L的染料橙II廢水中加入該沉淀得到的膨潤土 Ig和O. ImL的H2O2 (30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，攪拌50min，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到98. 5%。對于同樣的廢水，在同樣電芬頓條件下，但未加入膨潤土，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為75. 1%，鐵離子濃度為3. 2g/L ;斷開電流，在處理后的廢水中繼續(xù)加入膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :500，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，拌轉(zhuǎn)速為150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3h，沉淀分離，最終得污染物總?cè)コ蕿?8. 3%，鐵離子濃度為11. 7mg/L。在于同樣的廢水，在相同條件下，僅加入同樣量的膨潤土，但不接通電流，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為2. 1% ;沉淀分離，去除上述廢水中膨潤土，把廢水放入電解槽中每升廢水中加入O. 2mL H2O2 (30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極為石墨電極，接通電解槽電流40mA,每接通20min后，斷開40min,循環(huán)操作,整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，攪拌轉(zhuǎn)速為150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3h，最終得污染物總?cè)コ蕿?3. 5%，鐵離子濃度為3. 4g/L。實(shí)施例2在電解槽中加入濃度為25mg/L的染料酸性紅廢水，再加入粉碎過50目篩的干燥膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :100，每升廢水中加入O. ImLH2O2(30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流5mA，每接通15min后，斷開30min,循環(huán)操作，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌,攪拌轉(zhuǎn)速為50r/min,經(jīng)過總時(shí)間6h,廢水中有機(jī)物被氧化降解，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到99. 1%，廢水中殘余的鐵離子濃度為2. lmg/L。沉淀得到的膨潤土經(jīng)105°C烘干后，作為催化劑繼續(xù)用來處理廢水，在IL濃度為25mg/L的染料酸性紅廢水中加入該沉淀得到的膨潤土 Ig和O. ImL的H202(30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，攪拌50min，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到98. 8%。對于同樣的廢水，在同樣電芬頓條件下，但未加入膨潤土，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為71. 2%，鐵離子濃度為2. 7g/L ;斷開電流，在處理后的廢水中繼續(xù)加入膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :500，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，拌轉(zhuǎn)速為150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3h，沉淀分離，最終得污染物總?cè)コ蕿?3. 3%，鐵離子濃度為13. 4mg/L。在于同樣的廢水，在相同條件下，僅加入同樣量的膨潤土，但不接通電流，在相同 的處理時(shí)間里，污染物去除率為I. 7% ;沉淀分離，去除上述廢水中膨潤土，把廢水放入電解槽中每升廢水中加入O. ImL H2O2 (30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流5mA,每接通15min后，斷開30min,循環(huán)操作,整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，攪拌轉(zhuǎn)速為50r/min，經(jīng)過總時(shí)間6h，最終得污染物總?cè)コ蕿?2. 7%，鐵離子濃度為
3.7g/L。實(shí)施例3在電解槽中加入濃度為15mg/L的苯酚廢水，再加入粉碎過100目篩的干燥膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :500，每升廢水中加入O. ImL H2O2 (30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流40mA，每接通20min后，斷開40min,循環(huán)操作，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌,攪拌轉(zhuǎn)速為100r/min,經(jīng)過總時(shí)間5h,廢水中有機(jī)物被氧化降解，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到96. 7%，廢水中殘余的鐵離子濃度為I. 7mg/L。沉淀得到的膨潤土經(jīng)105°C烘干后，作為催化劑繼續(xù)用來處理廢水，在IL濃度為15mg/L的苯酚廢水中加入該沉淀得到的膨潤土 Ig和O. ImL的H2O2 (30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，攪拌50min，沉淀分離，分析廢水中污染物濃度，去除率達(dá)到97. 2%。對于同樣的廢水，在同樣電芬頓條件下，但未加入膨潤土，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為65. 2%，鐵離子濃度為4. 7g/L ;斷開電流，在處理后的廢水中繼續(xù)加入膨潤土，膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :500，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，拌轉(zhuǎn)速為150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3h，沉淀分離，最終得污染物總?cè)コ蕿?0. 5%，鐵離子濃度為10. 3mg/L。在于同樣的廢水，在相同條件下，僅加入同樣量的膨潤土，但不接通電流，在相同的處理時(shí)間里，污染物去除率為I. 3% ;沉淀分離，去除上述廢水中膨潤土，把廢水放入電解槽中每升廢水中加入O. ImL H202(30%，質(zhì)量分?jǐn)?shù))，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流40mA,每接通20min后，斷開40min,循環(huán)操作，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，攪拌轉(zhuǎn)速為100r/min，經(jīng)過總時(shí)間5h，最終得污染物總?cè)コ蕿?3. 5%，鐵離子濃度為 4. 5g/L。
權(quán)利要求
1.一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于步驟如下 在電解槽中加入有機(jī)廢水，再加入膨潤土，電解槽陽極電極為鐵電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，反應(yīng)結(jié)束后，沉淀分離，廢水即可達(dá)標(biāo)排放。
2.根據(jù)權(quán)利要求I所述的膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的膨潤土為粉碎過5(Γ100目篩的干燥膨潤土。
3.根據(jù)權(quán)利要求I所述的膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的膨潤土和廢水的固液質(zhì)量比為I :10(Γ500。
4.根據(jù)權(quán)利要求I或4所述的膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的H2O2溶液用量為每升廢水中加入O. Γ0. 2mL H2O2溶液。
5.根據(jù)權(quán)利要求I所述的膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于 所述的電解槽電流為5 40mA,每接通15 20min后，斷開3(T40min,循環(huán)操作，反應(yīng)總時(shí)間3 6h。
6.根據(jù)權(quán)利要求I所述的膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，其特征在于所述的攪拌轉(zhuǎn)速為50 150r/min。
全文摘要
本發(fā)明提供一種膨潤土參與的電芬頓處理有機(jī)廢水的方法，步驟如下在電解槽中加入有機(jī)廢水，再加入干燥膨潤土，每升廢水中加入0.1~0.2mL H2O2溶液，電解槽陽極電極為鐵片電極，陰極電極為石墨電極，接通電解槽電流5~40mA，每接通15~20min后，斷開30~40min，循環(huán)操作，整個(gè)過程中持續(xù)攪拌，攪拌轉(zhuǎn)速為50~150r/min，經(jīng)過總時(shí)間3~6h，廢水中有機(jī)物被氧化降解，沉淀分離，廢水可以達(dá)標(biāo)排放。利用膨潤土的陽離子交換性能，將電解產(chǎn)生的鐵離子交換到膨潤土層間，一方面可以降低廢水中殘存的鐵離子濃度，另一方面可以得到具有催化活性的鐵離子改性膨潤土。
文檔編號C02F1/28GK102942241SQ20121032971
公開日2013年2月27日 申請日期2012年9月7日 優(yōu)先權(quán)日2012年9月7日
發(fā)明者馬建鋒, 鄒靜, 姚超, 李定龍 申請人:常州大學(xué)