CN115520939A - 一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置 - Google Patents
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Abstract
一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，包括反应筒体和设置于反应筒体内的复合电极与臭氧布气管；所述复合电极通电后表面同时产生自由氯和混凝剂，所述自由氯和混凝剂与臭氧协同作用产生活性物种；所述活性物种和所述混凝剂共同作用同步去除废水中的有机物和氨氮。本发明复合电极选用复合阳极形式或复合阴极形式，当废水中COD浓度高于3000mg/L时，选用复合阳极形式，废水中氨氮浓度高于100mg/L时，选用复合阴极形式。本发明通过电极的复合设置，强化电絮凝过程中自由氯的生成并用于臭氧气浮工艺，实现有机物和氨氮的同步强化去除，解决传统高有机、高氨氮废水处理装置占地面积大，二次污染严重等问题。
Description
技术领域
本发明属于污水处理技术领域，特别涉及一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置。
背景技术
来源于煤化工、纺织、印染等行业的工业废水和城市生活垃圾处理过程中产生的渗滤液中含有大量难降解有机物和氨氮，这些污染物排入水体环境会影响地表水水质，造成人体产生破坏性和累积性的生物病变，威胁人体安全，同时会引发水体的富营养化等环境问题。针对有机物和氨氮的同步去除，水处理中工艺常采用的方法为生物处理，但是这些废水中愈发复杂的难降解有机物组分和高浓度氨氮导致生物处理工艺稳定性差，水力停留时间长，占地面积大等问题。物理吸附法也常用于水体中有机物和氨氮的同步去除，主要是利用沸石和活性炭对水体进行吸附，但该方法无法实现有机物和氨氮彻底去除，且需要定期反冲洗及更换吸附剂，运行成本较高，存在二次污染问题。
电催化氧化技术通过将水体中的氯离子在阳极氧化为自由氯，依据折点氯化的方式有效去除氨氮。然而电催化氧化对于高浓度有机物的去除效果通常受体系传质效率的影响较差。电絮凝与臭氧气浮结合的方法可有效去除废水中的有机物，但电絮凝和臭氧结合的相关工艺中产生的自由氯少，对氨氮的去除效果差。
发明内容
为了克服上述现有技术的缺点，本发明的目的在于提供一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，通过电极的复合设置，强化电絮凝过程中自由氯的生成并用于臭氧气浮工艺，实现有机物和氨氮的同步强化去除，解决传统高有机、高氨氮废水处理装置占地面积大，二次污染严重等问题。
为了实现上述目的，本发明采用的技术方案是：
一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，包括反应筒体和设置于反应筒体内的复合电极与臭氧布气管；所述复合电极通电后表面同时产生自由氯和混凝剂，所述自由氯和混凝剂与臭氧协同作用产生活性物种；所述活性物种和所述混凝剂共同作用同步去除废水中的有机物和氨氮。
在一个实施例中，所述反应筒体内，位于复合电极上方形成气浮区，位于复合电极下方形成沉淀区，所述气浮区在顶部连接排渣管，所述沉淀区在底部连接排泥管，所述反应筒体的进水口位于复合电极的下方，出水口位于复合电极的上方。
在一个实施例中，所述臭氧布气管布设于所述复合电极的下方，与臭氧进气管相连，反应筒体内臭氧浓度为30～80mg/L，废水在反应筒体和沉淀区的停留时间分别为60～120min和30～60min，气浮区的顶部至出水口的高度为10～30cm。
在一个实施例中，所述复合电极选用复合阳极形式或复合阴极形式，当废水中COD浓度高于3000mg/L时，选用复合阳极形式，废水中氨氮浓度高于100mg/L时，选用复合阴极形式。
在一个实施例中，所述复合阳极形式中，阳极由铁粉、电催化阳极管以及磁铁棒组成，所述磁铁棒嵌套置入所述电催化阳极管中，所述铁粉基于所述磁铁棒的磁力均匀吸附于电催化阳极管表面，阴极为开孔不锈钢管，所述阳极整体嵌套置入所述开孔不锈钢管中。
在一个实施例中，所述铁粉在电催化阳极管上的吸附密度为60～100mg/cm2，单向直流电源供电，电流密度为5～20mA/cm2，电源电压为5～25V。
在一个实施例中，所述复合阴极形式中，阴极由铁粉、碳质阴极管以及磁铁棒组成，所述磁铁棒嵌套置入所述碳质阴极管中，所述铁粉基于所述磁铁棒的磁力均匀吸附于碳质阴极管表面，阳极为开孔电催化电极管，所述阴极整体嵌套置入所述开孔电催化电极管中。
在一个实施例中，所述铁粉在碳质阴极管上的吸附密度为100～200mg/cm2，单向直流电源供电，电流密度为15～35mA/cm2，电源电压为10～30V。
在一个实施例中，所述铁粉用Fe3O4代替。
在一个实施例中，所述混凝剂为铁粉电解产生的铁盐混凝剂，主要包括Fe3+,Fe(OH)2 -,Fe(OH)2-,Fe(OH)3；所述活性物种包括活性氧和活性氯。
所述复合阴极形式或复合阴极形式中，阳极和阴极均由防水电缆引出，分别接至外部供电装置中的正极和负极。
与现有技术相比，本发明的有益效果是：利用电极的复合设置，强化自由氯和混凝剂的电解生成，并与臭氧气浮结合充分发挥体系臭氧-混凝-自由氯之间的协同作用，强化有机物和氨氮的同步去除。相较于现有有机氨氮废水处理技术，本发明提出的臭氧气浮装置具有占地面积小，污泥产量少，处理效率高的特点，且能根据污水中有机物和氨氮的含量选择复合电极形式，充分利用电能，降低处理能耗。
附图说明
图1为本发明装置结构示意图。
图2为本发明复合阳极形式结构示意图。
图3为本发明复合阴极形式结构示意图。
图4为本发明装置臭氧布气管处的截面图。
图5为本发明装置沉淀区处的截面图。
具体实施方式
为了能够更清楚地理解本发明的上述目的、特征和优点，下面结合附图和实施例对本发明作进一步的详细说明。可以理解的是，所描述的实施例是本发明的一部分实施例，而不是全部的实施例。此处所描述的具体实施例仅用于解释本发明，而非对本发明的限定。基于所描述的本发明的实施例，本领域技术人员所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
如图1所示，本发明为一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，主要包括反应筒体17、复合电极14以及臭氧布气管9。其中，复合电极14和臭氧布气管9设置于反应筒体17内。复合电极14的结构使得其通电后表面能够同时产生自由氯和混凝剂，其中自由氯和混凝剂可与臭氧布气管9提供的臭氧协同作用产生活性物种。该活性物种和混凝剂共同作用，可同步去除废水中的有机物和氨氮。
本发明通过电极的复合设置，强化电极表面自由氯和混凝剂的生成，并引入臭氧气浮，通过混凝-臭氧-自由氯之间的协同作用实现有机物和氨氮的同步去除，并可根据有机物和氨氮的相对含量选择复合电极的形式。
本发明中，混凝剂可采用铁粉电解产生的铁盐混凝剂，主要包括Fe3+,Fe(OH)2 -,Fe(OH)2-,Fe(OH)3等，产生的活性物种则主要包括活性氧和活性氯。
本发明的复合电极14通电后表面同时产生自由氯和混凝剂的具体原理可通过如下反应式来说明：
1、铁粉电解产生混凝剂：
Fe-2e-→Fe2+
Fe2++O3+2H+→Fe3++O2+H2O
Fe3++OH-→Fe(OH)2-
Fe(OH)2-+OH-→Fe(OH)2 -
Fe(OH)2 -+OH-→Fe(OH)3
2、氯离子电解产生自由氯：
2Cl-+2e-→Cl2
Cl2+H2O→HClO+HCl
本发明自由氯和混凝剂与臭氧协同作用产生活性物种的具体原理可通过如下反应式来说明：
1、混凝剂和臭氧协同：
Fe-OH+O3→Fe-OH-O3→Fe-O2H-+O2
Fe-O2H-+O3→Fe-·O2 -+HO3·
·HO3→·OH+O2
Fe-·O2 -+O3+OH-→Fe-OH+·O3 -+O2
·O3+H+→·HO3→·OH+O3
2、自由氯和臭氧协同：
O3+OCl-→O2+ClO2 -
ClO2 -+O3→ClO2+O3·-
O3·-+H+→·OH+O2
Cl-+·OH→Cl·+OH-
ClO-+OH→ClO+OH-
本发明有机物的强化去除主要为混凝剂和生成的强氧化性羟基自由基(·OH)作用，产生途径见上述协同原理，但有机物的降解原理与具体有机物结构性质有关，针对不同的有机物降解原理也不同。
本发明氨氮的去除主要为强化生成的自由氯作用去除机理可通过如下反应式来说明：
OCl-+NH4 +→NH2Cl+H2O
OCl-+NH2Cl→NHCl2+H2O
OCl-+NHCl2→NCl2+H2O
H2O+NHCl2→NOH+2H++2Cl-
NOH+NHCl2→N2+2H++Cl-+OCl-
NOH+NHCl2→N2+2H++Cl-+OH-
本发明的反应筒体17内，在复合电极14上方和下方分别形成气浮区15和沉淀区16，气浮区15在顶部连接排渣管10，并设置出水口13，示例地，气浮区15的顶部至出水口13的高度为10～30cm。沉淀区16在底部连接排泥管11，排泥管11带有排泥口12。臭氧布气管9布设于复合电极14的下方，反应筒体17的进水口1位于臭氧布气管9的下方。
废水由进水口1进入反应筒体17，通电后的复合电极14表面同时产生自由氯和混凝剂，臭氧气体从进气管8经布气管9布气后进入反应筒体17后与自由氯和混凝剂通过协同作用产生多种活性氧和活性氯物种，废水中的有机物和氨氮在多种活性物种和混凝剂共同作用下同步去除，反应后废水从出水口13排出，产生的悬浮物在气浮区15聚集后经排渣管10排出，产生的污泥在沉淀区16沉淀后经排泥管11和排泥口12排出。
本发明尤其适用于高有机、高氨氮污/废水处理。其中，本发明中，高有机、高氨氮废水一般指COD浓度在2000mg/L以上，氨氮浓度在500mg/L以上的污/废水。
本发明中，臭氧布气管9与臭氧进气管8相连，在处理过程中，使得臭氧布气反应筒体17内臭氧浓度最好在30～80mg/L。废水在反应筒体17和沉淀区16的停留时间分别宜为60～120min和30～60min，容易理解，废水在反应筒体17的停留时间要大于在沉淀区16的停留时间。
在反应筒体内，废水停留时间过短将导致污染物去除效果不佳，停留时间过长则导致装置占地面积过大，60～120min的反应区停留时间即可满足污染物的有效去除同时节约装置占地面积和制造成本。
在沉淀区内，根据实践经验，30～60min的停留时间即可完成絮体的沉淀过程，但废水在反应筒体内的停留时间不一定要大于沉淀区，具体需根据进出水水质情况和要求确定。
为适应不同的废水类型，本发明中，复合电极14选用复合阳极形式或复合阴极形式，当废水中有机物浓度高、氨氮浓度低时，选用复合阳极形式，废水中氨氮浓度高，有机物浓度低时，选用复合阴极形式。具体地，当废水中COD浓度高于3000mg/L时，尤其是氨氮浓度同时不高于100mg/L时，宜选用复合阳极形式，废水中氨氮浓度高于100mg/L时，尤其是COD同时不高于100mg/L时，宜选用复合阴极形式。而当废水中COD浓度高于3000mg/L且氨氮浓度高于100mg/L时，则可采用复合阳极与复合阴极联用形式处理。
在本发明的一个实施例中，参考图2，示出了复合阳极形式的一种结构，其中，阳极由铁粉4、电催化阳极管3以及磁铁棒2组成，磁铁棒2嵌套置入电催化阳极管3中，铁粉4基于磁铁棒2的磁力均匀吸附于电催化阳极管3表面，阴极为开孔不锈钢管5，阳极整体嵌套置入开孔不锈钢管5中。示例地，铁粉4和开孔不锈钢管5内壁可以直接接触，也可具有10～30cm的间距。
为满足复合电极14通电后表面能够同时产生自由氯和混凝剂，该实施例中，铁粉4在电催化阳极管3上的吸附密度优选为60～100mg/cm2，复合电极14采用单向直流电源供电，电流密度优选为5～20mA/cm2，电源电压优选为5～25V。
复合阳极形式具体作用机理如下：内置的磁铁棒使得铁粉紧密、均匀地吸附于电催化阳极管表面。通电后，复合阳极中的铁粉失电子转化为Fe2+,Fe2+在体系中O2和O3的作用下转化为Fe3+，进一步地，Fe3+水解产生Fe(OH)2 -,Fe(OH)2-,Fe(OH)3等混凝剂。
铁粉的吸附密度低时，产生的混凝剂少，混凝剂与臭氧之间的相互作用减弱，不足以去除高浓度有机物，吸附密度高于100mg/cm2时，活性氯无法有效产生，氨氮的去除效果无法保证。
在电催化阳极管上，废水中的Cl-失去电子转化为Cl2，Cl2与水进一步反应生成HClO/ClO-等活性氯物种。
开孔不锈钢管作为阴极，起到导电以及污染物的还原作用。同时，产生的混凝剂和活性氯可通过不锈钢的孔隙穿出，使得混凝剂和活性氯分布于整个反应体系后与臭氧充分接触，增强混凝、臭氧以及活性氯之间的协同作用。
与常规板状电极结构相比，这样的组装结构可增大电极的反应面积，对污水在反应体系内的流动性影响更小，处理能效更高。
在本发明的另一个实施例中，参考图3，示出了复合阴极形式的一种结构，其中，阴极由铁粉4、碳质阴极管6以及磁铁棒2组成，磁铁棒2嵌套置入碳质阴极管6中，铁粉4基于磁铁棒2的磁力均匀吸附于碳质阴极管6表面，阳极为开孔电催化电极管7，阴极整体嵌套置入开孔电催化电极管7中。示例地，铁粉4和开孔电催化电极管7内壁可以直接接触，也可具有10～30cm的间距。
为满足复合电极14通电后表面能够同时产生自由氯和混凝剂，该实施例中，铁粉4在碳质阴极管6上的吸附密度优选为100～200mg/cm2，复合电极14采用单向直流电源供电，电流密度优选为15～35mA/cm2，电源电压优选为10～30V。
复合阴极形式的具体作用机理如下：内置的磁铁棒使得铁粉紧密、均匀地吸附于碳质阴极管表面。通电后，在开孔电催化阳极管上，废水中的Cl-有更多的机会失去电子转化为Cl2，Cl2与水进一步反应生成HClO/ClO-等活性氯物种，强化高浓度氨氮的去除。在碳质阴极表面，O2得电子生成强氧化性的H2O2(式1)，H2O2与臭氧发生Proxone反应生成强氧化性的·OH(式2)，O3得电子生成·OH(式3，式4)，强化有机物的去除。
O2+2H++2e-→H2O2 (1)
2H2O2+2O3→·OH+HO2 -+3O3+H2O (2)
O3+e-→·O3 (3)
·O3 -+H2O→·OH+O2+OH-(4)吸附于碳质阴极表面的铁粉也可通过感应失去电子生成少量Fe2+,Fe2+在体系中O2和O3的作用下转化为Fe3+，进一步地，Fe3+水解产生Fe(OH)2 -,Fe(OH)2-,Fe(OH)3等混凝剂。与活性氯、臭氧之间通过协同作用强化有机物和氨氮的去除。但是铁粉吸附密度过小时，Fe2+无法有效产生；铁粉密度过多时抑制了O2和O3在碳质阴极表面的还原。
参考图4，在本发明的一种可行结构中，臭氧布气管9围绕复合电极布置。
参考图5，在本发明的一种可行结构中，沉淀区16为空心倒圆锥形状。
进一步地，在该实施例中，还可以用Fe3O4等铁磁性催化材料代替铁粉4。
复合阴极形式或复合阴极形式中，阳极和阴极均由防水电缆引出，分别接至外部供电装置中的正极和负极。
最后应说明的是：以上实施例仅用以说明本发明的技术方案，而非对其限制；尽管参照前述实施例对本发明进行了详细的说明，本领域的普通技术人员应当理解：其依然可以对前述各实施例所记载的技术方案进行修改，或者对其中部分技术特征进行等同替换；而这些修改或者替换，并不使相应技术方案的本质脱离本发明各实施例技术方案的精神和范围。
Claims (10)
1.一种复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，包括反应筒体(17)和设置于反应筒体(17)内的复合电极(14)与臭氧布气管(9)；所述复合电极(14)通电后表面同时产生自由氯和混凝剂，所述自由氯和混凝剂与臭氧协同作用产生活性物种；所述活性物种和所述混凝剂共同作用同步去除废水中的有机物和氨氮。
2.根据权利要求1所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述反应筒体(17)内，位于复合电极(14)上方形成气浮区(15)，位于复合电极(14)下方形成沉淀区(16)，所述气浮区(15)在顶部连接排渣管(10)，所述沉淀区(16)在底部连接排泥管(11)，所述反应筒体(17)的进水口(1)位于复合电极(14)的下方，出水口(13)位于复合电极(14)的上方。
3.根据权利要求2所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述臭氧布气管(9)布设于所述复合电极(14)的下方，与臭氧进气管(8)相连，反应筒体(17)内臭氧浓度为30～80mg/L，废水在反应筒体(17)和沉淀区(16)的停留时间分别为60～120min和30～60min，气浮区(15)的顶部至出水口(13)的高度为10～30cm。
4.根据权利要求1或2或3所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述复合电极(14)选用复合阳极形式或复合阴极形式，当废水中COD浓度高于3000mg/L时，选用复合阳极形式，废水中氨氮浓度高于100mg/L时，选用复合阴极形式。
5.根据权利要求4所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述复合阳极形式中，阳极由铁粉(4)、电催化阳极管(3)以及磁铁棒(2)组成，所述磁铁棒(2)嵌套置入所述电催化阳极管(3)中，所述铁粉(4)基于所述磁铁棒(2)的磁力均匀吸附于电催化阳极管(3)表面，阴极为开孔不锈钢管(5)，所述阳极整体嵌套置入所述开孔不锈钢管(5)中。
6.根据权利要求5所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述铁粉(4)在电催化阳极管(3)上的吸附密度为60～100mg/cm2，单向直流电源供电，电流密度为5～20mA/cm2，电源电压为5～25V。
7.根据权利要求4所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述复合阴极形式中，阴极由铁粉(4)、碳质阴极管(6)以及磁铁棒(2)组成，所述磁铁棒(2)嵌套置入所述碳质阴极管(6)中，所述铁粉(4)基于所述磁铁棒(2)的磁力均匀吸附于碳质阴极管(6)表面，阳极为开孔电催化电极管(7)，所述阴极整体嵌套置入所述开孔电催化电极管(7)中。
8.根据权利要求7所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述铁粉(4)在碳质阴极管(6)上的吸附密度为100～200mg/cm2，单向直流电源供电，电流密度为15～35mA/cm2，电源电压为10～30V。
9.根据权利要求7所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述铁粉(4)用Fe3O4代替。
10.根据权利要求1所述复极式电控耦合臭氧气浮水处理装置，其特征在于，所述混凝剂为铁粉电解产生的铁盐混凝剂，主要包括Fe3+,Fe(OH)2 -,Fe(OH)2-,Fe(OH)3；所述活性物种包括活性氧和活性氯。
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| CN110357217A (zh) * | 2019-06-19 | 2019-10-22 | 浙江理工大学 | 一种磁力固定铁粉电极在废水处理中的应用 |
| CN111484170A (zh) * | 2020-04-02 | 2020-08-04 | 江苏永冠给排水设备有限公司 | 一种臭氧-羟基配位体电控耦合气浮水处理装置 |
| CN114853122A (zh) * | 2022-05-09 | 2022-08-05 | 河北工业大学 | 一种磁组装电极及过氧絮凝技术处理地下水的方法 |
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- 2022-10-11 CN CN202211238980.XA patent/CN115520939A/zh active Pending
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