氣浮機(jī)配置

氣浮設(shè)備是使懸浮物附著氣泡而上升到水面，從而分離水和懸浮物的水處理設(shè)備。也有使水中表面活性劑附著在氣泡表面上浮，從而與水分離，稱(chēng)為泡沫氣浮法。那么設(shè)備在操作使用過(guò)程中都存在有哪些不同的分類(lèi)呢？
     1、電解氣浮設(shè)備
     電解氣浮設(shè)備是用不容性陽(yáng)極和陰極直接電解廢水?？侩娊猱a(chǎn)生的氫和氧的微小氣泡將已絮凝的懸浮物載浮至水面。達(dá)到固-液分離的目的。電解法產(chǎn)生的氣泡尺寸遠(yuǎn)小于溶氣氣浮和散氣氣浮產(chǎn)生的氣泡尺寸，而且不產(chǎn)生紊流。
     2、散氣氣浮設(shè)備
     散氣氣浮設(shè)備是靠高速旋轉(zhuǎn)葉輪的離心力所造成的真空負(fù)壓狀態(tài)將空氣吸入，成為微細(xì)的空氣泡而擴(kuò)散于水中。氣泡由池底向水面上升并粘附水中的懸浮物一起帶至水面。達(dá)到固-液分離的目的。形成的浮渣不斷地被緩慢旋轉(zhuǎn)的刮渣板刮出池外。
     3、溶氣真空氣浮設(shè)備
     水中過(guò)飽和空氣在減壓時(shí)能以微細(xì)的氣泡形式釋放出來(lái)，從而使水中的雜質(zhì)顆粒被粘附而上浮。達(dá)到固-液分離的目的。如果先將空氣加壓使其溶于水形成空氣過(guò)飽和溶液，然后減至常壓使空氣析出，稱(chēng)為加壓溶氣氣浮。如果將廢水在常壓下曝氣后在真空條件下誘使溶氣逸出，稱(chēng)為真空式氣浮。
     4、加壓溶氣氣浮設(shè)備
     加壓溶氣氣浮設(shè)備是將清水加壓至（3-4）×105Pa，同時(shí)加入空氣，使空氣溶解于水，然后驟然減至常壓，溶解于水的空氣以微小氣泡形式（氣泡直徑約為20-100μm左右），從水中析出，將水中的懸浮物顆粒載浮于水面。
2.3焦化廢水中的毒性物質(zhì)轉(zhuǎn)化

焦化廢水是一種典型的有毒難降解且成分復(fù)雜的工業(yè)廢水，其毒性主要來(lái)自于qing化物、硫化物、硫qing化物氨分子等無(wú)機(jī)污染物，以苯和*為主的有機(jī)污染物，還有濃度較低的二英、多環(huán)芳烴和鹵代烴等，都是存在巨大生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的污染物，其濃度過(guò)高會(huì)嚴(yán)重抑制生物系統(tǒng)中微生物的活性，甚至使生物系統(tǒng)崩潰。

預(yù)處理中常用的毒性物質(zhì)轉(zhuǎn)化技術(shù)有混凝、吸附以及高級(jí)氧化，高級(jí)氧化中又有Fenton氧化、濕式氧化、光催化氧化、臭氧氧化、超臨界水氧化以及電化學(xué)氧化等。本文針對(duì)經(jīng)過(guò)重力沉降以及蒸氨/脫酚后的焦化廢水，探究混凝/氣浮以及臭氧氧化對(duì)焦化廢水中硫化物與qing化物的轉(zhuǎn)化去除情況。

2.3.1混凝/氣浮對(duì)焦化廢水中毒性物質(zhì)的轉(zhuǎn)化

混凝/氣浮預(yù)處理通過(guò)降低膠體表面的ξ值而減弱由靜電排斥產(chǎn)生的對(duì)顆粒絮凝的不利影響，且絮體顆粒從周?chē)w吸附大量有機(jī)物質(zhì)而使其表面疏水性增加，有利于微氣泡的黏附，同時(shí)絮體顆粒比原膠體污染物大得多，有利于微氣泡的碰撞。此外，微氣泡破裂時(shí)產(chǎn)生的羥基自由基，對(duì)有機(jī)污染物也有一定的氧化作用[16]。

在焦化廢水體系中，混凝/氣浮工藝主要以沉淀、絡(luò)合反應(yīng)來(lái)削減毒性較大的CN-、SCN-和S2-。本實(shí)驗(yàn)中使用工程中常用的FeSO4作為混凝劑。堿性環(huán)境下FeSO4水溶后主要以Fe2+的形式存在，與OH-生成Fe(OH)2沉淀，與S2-生成FeS沉淀，與CN-生成白色沉淀Fe(CN)2，待FeS沉淀*后，CN-還可以與Fe2+發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)生成Fe2[Fe(CN)6]的絡(luò)合物[17-18]，具體的反應(yīng)方程式如式(4)～式(7)。

焦化廢水

這些重金屬絡(luò)合物和沉淀物具有較強(qiáng)的吸附作用，所以在被氣泡提升的同時(shí)又有一部分溶解性的有機(jī)污染物被去除，廢水初始pH和混凝劑用量對(duì)焦化廢水毒性物質(zhì)轉(zhuǎn)化的實(shí)驗(yàn)結(jié)果示于圖6和圖7中。

焦化廢水

從圖6中可以看出，溶液pH對(duì)硫化物和qing化物的去除的影響較小，該體系中發(fā)生的絡(luò)合沉淀反應(yīng)可以在很寬的pH范圍內(nèi)進(jìn)行，但COD的去除率是隨著pH的升高先升高再有稍許的降低。

這是因?yàn)楫?dāng)pH＜7時(shí)，水解受阻，多鐵核羥基配合物以—OH為架橋形成多核正電配離子的過(guò)程受到抑制，F(xiàn)e2+只能形成吸附和電中和能力較弱的單核絡(luò)合物，此外，有機(jī)膠體被帶正電過(guò)量的H+包圍，致使混凝效果較差。

隨著pH升高，F(xiàn)e2+被氧化成Fe3+并水解成多核絡(luò)合物，具有較強(qiáng)壓縮雙電層、吸附、電性中和以及架橋能力的，與有機(jī)膠體形成穩(wěn)定的膠體體系，利于膠體從溶液中脫離，混凝效果提升。pH＞9時(shí)，負(fù)電荷不斷增加，導(dǎo)致膠體出現(xiàn)“再穩(wěn)”現(xiàn)象，F(xiàn)e(OH)3等絡(luò)合物重新溶解，電性中和能力下降，對(duì)有機(jī)物的去除效果又變差[19]。

焦化廢水

從圖7中可以看出，當(dāng)混凝劑濃度較低時(shí)，體系中膠體的去除機(jī)制為電性中和，難以發(fā)揮混凝劑的效果而大限度地去除水中污染物。當(dāng)混凝劑濃度逐漸增大后，F(xiàn)eSO4水解生成具有較強(qiáng)的吸附和電中和能力的羥基絡(luò)合物。這些絡(luò)合物通過(guò)降低水中膠體和懸浮顆粒表面的ξ電位使膠粒脫穩(wěn)、凝聚和沉淀。

同時(shí)，F(xiàn)e2+被氧化并水解成Fe(OH)3膠體，這些膠體能夠有效地網(wǎng)捕、卷掃廢水中的膠體懸浮物，使之凝聚和沉淀分離[20]。因此，隨著FeSO4用量增加，水解生成的多鐵核羥基絡(luò)合物增多，混凝作用增強(qiáng)，硫化物、qing化物以及COD的去除率顯著升高。

但是當(dāng)混凝劑濃度過(guò)大后，水解產(chǎn)生的大量H+將包裹在膠體周?chē)?，膠體粒子間斥力得以強(qiáng)化，膠體出現(xiàn)“再穩(wěn)”現(xiàn)象，阻礙膠體進(jìn)一步聚集，混凝效果反而降低，硫化物、qing化物以及COD的去除率反而略微有所反彈。而且過(guò)量的混凝劑必然導(dǎo)致污泥量的增加，無(wú)形中又增加了污泥處理成本。

綜上，在FeSO4投加量為1500mg/L、初始pH=9條件下進(jìn)行的混凝/氣浮步驟，硫化物及qing化物的去除率分別為89.93%和60.68%，COD、油分、*和氨氮的去除率分別為12.01%、63.20%、3.08%和2.95%。

2.3.2臭氧氧化對(duì)焦化廢水中毒性物質(zhì)的轉(zhuǎn)化

不同于混凝/氣浮對(duì)污染物的絡(luò)合沉淀機(jī)理，臭氧氧化是利用氧化性*的臭氧分子和•OH與有機(jī)污染物進(jìn)行系列自由基鏈的反應(yīng)，從而破壞污染物的結(jié)構(gòu)，使其逐步降解為無(wú)害的低分子有機(jī)物，后分解為二氧化碳、水和其他礦物鹽。廢水初始pH和臭氧預(yù)氧化時(shí)間對(duì)焦化廢水毒性物質(zhì)轉(zhuǎn)化的實(shí)驗(yàn)結(jié)果示于圖8和圖9中。

焦化廢水

從圖8中可以看出，在反應(yīng)時(shí)間為80min時(shí)，隨著廢水初始pH的升高，COD、qing化物、硫化物、氨氮的去除率都呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，當(dāng)pH為10時(shí)，臭氧預(yù)氧化對(duì)毒性物質(zhì)轉(zhuǎn)化的效果。這是因?yàn)槌粞跹趸梢苑譃槌粞醯闹苯友趸约坝沙粞跎傻?bull;OH的間接氧化。

氣浮機(jī)配置