蔡哲锋[1]2004年在《催化臭氧化处理难降解制药废水研究》文中进行了进一步梳理制药废水具有COD值高且波动性大，可生化性差，毒性大等特点，直接采用生化方法处理制药废水效果欠佳，因而必须对其进行预处理，降低废水对微生物的毒性，提高废水的可生化性，使其适于生化处理。本实验考察了臭氧化联合SBR法工艺对制药废水的降解效果，研究了催化剂对提高处理效率的作用，比较了反应器设计优化对去除率的影响，并对降解机理进行了研究，得到了如下结论： 1、臭氧对制药废水预处理作用较好，能够改善废水的可生化性。一次进水600ml，用浓度为71mg/L的臭氧气处理3h，隔20min取样，测定水样的pH、COD、BOD和色度等因素。结果显示：臭氧对废水色度的去除效果很好，在10min中内即可从320倍下降为零；COD按照一级反应规律被去除，即反应时间越长，臭氧对废水的去除效果越好，处理3h后出水COD值从4220mg／L下降到2087mg／L，去除率达到50.5％；废水的pH值由12.8下降到5.8，变化较大，说明臭氧处理后有酸性物质产生；废水B／C比提高较为显着，由原水的0.18上升到0.35，说明臭氧氧化能够改善废水的可生化性。 2、过渡金属氧化物有很强的催化作用，可大大缩短臭氧化预处理时间。本实验采用Mn、Cu、Fe、Co、Pd氧化物作为催化剂，用活性炭纤维作载体，非均相催化臭氧化处理制药废水，结果显示，过渡金属氧化物均能有效提高臭氧的氧化效率，用71mg／L的臭氧气对600ml废水进行预处理，在40～60min之间即能达到良好的反应效果。如Fe氧化物催化臭氧化7min废水的色度即全部消除，40min后废水的COD去除率即可达到62.1％，超过了单用臭氧处理废水3h的去除率，此时废水的B／C比为0.36，已经具有较好的可生化性。在催化剂中，Pd、Fe、Co氧化物具有相对更好的催化效果，40min后COD去除率分别可以达到57.3％、62.1％和62.9％，B／C比分别提高到0.33、0.35和0.35，其中Fe氧化物尤佳，因此，可以选用Fe氧化物作为本实验废水的催化剂，不仅较易获得，而且成本较低。实验还对影响催化臭氧化的初始pH值、臭氧用量、催化剂投量、反应时间、初始污染物浓度等诸因素进行了考察，发现除了碱性条件对催化臭氧化预处理制药废水有普遍的促进作用外，其它因素都与特定的废水浓度相关联，存在最佳值，因而确定了相对于某一特定浓度下的最佳反应条件：在废水初始COD浓度为4220 mg／L条件下，选用氧化铁为催化剂，投加量3.6mg/L，控制臭氧气流量4OL/h，初始PH值12.5左右，反应时间为40min。在此条件下，出水COD可下降为1565mg/L，去除率62.9%，B/C比提高到0.35，可生化性得到了改善，pH值降为9.4左右，色度在反应7min后即可全部消除。 3、用催化臭氧化/SBR联合工艺处理实验制药废水，可以达标排放。预处理出水调节PH值为7一7.5，进入SBR反应器进行处理，反应器直径Zoonun，有效容积为4L，用蠕动泵、搅拌器和时控开关实现自动控制，一个周期12h，其中进水1 smin，厌氧搅拌Zh，曝气sh，沉淀1.sh，排水15min，水力停留时间(HRT)48h，控制水温巧一200C。系统稳定运行后，十个周期出水平均Coo为25Omg/L，去除率达到84.工%，抽样检测BOD<50 mg/L，出水可以达到国家二级排放标准，联合工艺全过程c0D总去除率达到94%。 4、对臭氧化苯胺的反应机理进行研究，发现至少存在两个降解途径。苯胺广泛应用于制药工业，也是本实验废水中含有的物质。只含有苯胺的废水经臭氧处理后，用高效液相色谱进行分析，出现了苯醒和硝基苯等物质的特征峰线，因此可以推测臭氧降解苯胺的可能途径至少有两条:o:N+O-白|OH·HOZ·夕刻于。中— OCOz 5、对反应器进行设计优化，可以提高臭氧氧化效率。实验设计制造了新的反应器，将直径由loollun缩小到50咖，高径比从2:1提高到8:1，同时改用更细密的砂芯布气装置，发现在处理等量废水和其它反应条件不变的情况下，臭氧对废水的coD去除率提高到74.2%，优化后处理效果改善较为显着。 6、将催化臭氧化与活性碳十臭氧、HZOZ十臭氧等工艺进行比较，预处理效果分别为催化臭氧化>HZ氏+臭氧>活性碳+臭氧。
郝彦龙[2]2013年在《催化臭氧化含氮杂环类难降解有机物的研究》文中研究指明目前，随着工业技术的发展，水环境污染已是普遍存在的问题。化工中间体，纺织染料，制药等许多行业产生的废水难以被传统的生物法彻底的降解处理。甚至对传统的生物处理工艺产生抑制作用。这类物质多是以含氮杂环类结构为主，属于难降解有机物。催化臭氧化技术，能在常温条件下将各种复杂的有机物和无机物以及有毒物质降解为小分子物质，无毒或低毒物质。本论文以膨润土为载体，以MnO_2为活性组分，催化臭氧化降解吡虫啉，亚甲基蓝，同时以MnO_2为活性组分负载到其它载体上处理某药厂实际废水，考查催化剂催化效果，以及催化臭氧化去除效果的影响因素。探索催化臭氧化技术在该反应系统下的吸附机理和反应动力学相关内容。实验结果如下：载体膨润土原土对吡虫啉和亚甲基蓝有一定的吸附能力，分别为0.49mg/g和127.44mg/g。载体经过预处理后，吸附性能明显提高。最高吸附能力可以分别达到1.72mg/g和152.80mg/g。无论是原土还是MnO_2/膨润土催化剂对吡虫啉和亚甲基蓝的吸附均符合二级吸附动力学方程。MnO_2/膨润土催化臭氧化系统对于农药废水吡虫啉和染料废水亚甲基蓝均有很好的降解效果（分别为99.0%去除率和98.2%），均比单独臭氧氧化效果（分别为62.1%和81.26%）有很明显的提高（30min时）。吡虫啉和亚甲基蓝这两种目标降解物的矿化程度，也因为MnO_2/膨润土的加入而明显提高。单独臭氧时分别为7.0%和11.2%，加入MnO_2/膨润土催化剂时分别为16.1%和47.4%。无论是吡虫啉还是亚甲基蓝反应液，pH都是重要的影响因素，二者均在pH为碱性条件下，降解效果更好，吡虫啉在pH为11时，迅速在12min左右即可降解99.2%左右，远远大于中性（79.1%）和酸性（38.5%）条件下的去除率。而亚甲基蓝则在4min时即可降解95.2%左右，远远大于中性（50.1%）和酸性（45.5%）条件下的去除率。催化剂投加量对实验效果有一定影响，一定条件下随着投加量的增加，亚甲基蓝去除效果变好。自由基引发剂H2O_2和自由基猝灭剂叔丁醇的加入直接影响羟基自由基的氧化效果，H2O_2的加入明显加强反应系统的氧化能力，而叔丁醇的加入则降低目标物的去除效率，因此，推断催化臭氧化系统遵循羟基自由基机理。同时，亚甲基蓝催化臭氧化反应遵循假一级反应动力学特征。我们也实验了MnO_2/M型催化剂对实际制药废水COD和氨氮的降解效果。结果显示，催化臭氧化技术对制药废水COD有明显的降解效果，对氨氮具有较低的降解效果，该类型催化剂稳定性很好。
陈炜[3]2015年在《磁性氧化镱催化臭氧化降解苯叁唑和愈创木酚的研究》文中进行了进一步梳理由于化学制药废水的高浓度、毒害性大、难生物降解等特点,制药废水成为了环境水体重要的污染源之一。高级氧化技术为处理这类废水的处理提供了一条实际可行的途径,臭氧化和催化臭氧化则是这类技术里一个重要分支,受到了国内外环境工作者的广泛关注。该论文以苯并叁氮唑和愈创木酚为目标污染物,分别在臭氧氧化体系和催化臭氧化体系下,考察了不同的实验参数对目标污染物和COD去除的影响,并且探讨了臭氧化/催化臭氧化降解目标污染物的降解机理及其降解途径,同时建立了臭氧氧化降解目标污染的动力学模型。首先,以高浓度的苯并叁氮唑作为目标污染物,在臭氧氧化条件下考察了不同实验参数如目标污染物的初始浓度、臭氧投加量、体系初始p H对臭氧化降解苯并叁氮唑的影响。研究的结果表明,初始浓度、臭氧投加量、初始p H对苯并叁氮唑的降解具有很大的影响。初始浓度越高,污染物的去除速率越小。臭氧投加量越大,污染物的去除速率越大。碱性条件下臭氧对目标污物和废水中的COD去除比酸性条件下更有效。同时,在此基础上建立了臭氧氧化降解苯并叁氮唑的拟一级动力学模型:C=C0exp(-70.401QO32.4997C0-2.1262[OH-]0.0444t)(6≤p H≤11)。在催化臭氧化体系下,对比了叁种不同磁性稀土催化剂在催化臭氧化降解苯并叁氮唑表现出的催化活性。研究结果表明催化剂Fe3O4@Si O2@Yb2O3的催化性能优于Fe3O4@Si O2@Ce O2和Fe3O4@Si O2@Gd2O3。对催化臭氧化体系中的影响因素,如催化剂投加量、不同催化物质、催化剂对臭氧的分解作用进行了详细的讨论。研究结果表明,催化剂投加量越大,催化臭氧化降解苯并叁氮唑的速率越快,催化剂Fe3O4@Si O2@Yb2O3能加速臭氧的分解。其次,对制备了纳米磁性稀土催化剂Fe3O4@Si O2@Yb2O3用XRD、SEM、EDX和FT-IR技术对催化剂进行了表征,发现制备的催化剂Fe3O4@Si O2@Yb2O3具有磁性和核壳式结构。最后,以高浓度的愈创木酚为目标污染物,详细地考察了在臭氧氧化体系中不同的实验参数,如愈创木酚初始浓度、臭氧投加量、溶液初始p H对臭氧氧化降解愈创木酚的影响,研究的结果表明,初始浓度、臭氧投加量、初始p H对愈创木酚的降解具有很大的影响。初始浓度越高,污染物的去除速率越小。臭氧投加量越大,污染物的去除速率越大。初始p H对臭氧氧化体系下污染物去除的影响有限。以Fe3O4@Si O2@Yb2O3为催化剂,详细地考察了催化臭氧化降解愈创木酚过程中催化剂的投加量和溶液的初始p H此过程的影响。研究结果表明,催化剂Fe3O4@Si O2@Yb2O3的投加量越大,催化臭氧化降解愈创木酚和COD的速率越快。催化臭氧化降解愈创木酚体系中最佳初始p H为9。根据GC/MS和ICS-2000检测出来的中间产物和小分子酸,提出了Fe3O4@Si O2@Yb2O3催化臭氧化降解愈创木酚的途径。
陈莉玲[4]2015年在《臭氧/催化臭氧降解苯氧乙酸和安替比林的研究》文中研究说明随着我国医药行业的发展,制药废水已逐渐成为重要的污染源之一。其成分复杂、浓度波动大、污染物的毒害性强,而且可生化性差,是一种难降解的有毒有害废水。本论文以苯氧乙酸和安替比林为实验对象,考察了不同实验参数对单独臭氧降解的影响情况,探讨了该过程的降解机理以及采用绝对法或竞争动力学法确定了反应速率常数kO3。在此基础上,利用自制的磁性二氧化铈催化剂催化臭氧降解模拟制药废水,对其催化性能及对废水的影响情况进行了考察,并分析了催化剂的元素组成含量及其在催化臭氧过程中的作用机理。取得了如下的研究成果:1、以苯氧乙酸(PAA)为目标污染物,通过单独臭氧化技术研究了不同实验参数如p H值、PAA初始浓度、臭氧投加量对PAA去除效果的影响,并利用GC/MS和HPLC技术分析了产生的主要中间产物,在此基础上推断了PAA可能的降解途径。通过反应速率常数的求解研究了该过程的反应动力学。实验结果表明,在所有条件下PAA都得到了很高的去除。在酸性条件下,反应60 min,PAA去除率达到了64%,而在碱性条件下(8.0、10.0和12.0)能达到78%。当初始浓度从100 mg·L-1增加至2000 mg·L-1时,PAA去除率降低。臭氧投加量加大,PAA去除率增大。臭氧降解PAA的过程符合拟一级动力学反应,考虑到扩散、传质过程,该反应又属于气-液体系中的慢速反应体系,并且得到了初始阶段的反应速率常数ki。2、以安替比林(PZ)为目标污染物,利用单独臭氧化技术考察了不同实验参数如p H值、PZ初始浓度、臭氧投加量对PZ去除效果的影响。并通过GC-MS和HPLC分析了臭氧化过程中一系列中间产物,提出了PZ可能的降解途径。同时研究了叔丁醇对PZ去除效果的影响,进而揭示了臭氧降解PZ的动力学研究。实验结果表明,pH(3.0~11.0)对PZ的去除效果几乎没影响,PZ的去除率与臭氧投加量成正比,而与初始浓度成反比。臭氧降解PZ的过程也符合拟一级反应动力学,在此基础上建立了对臭氧氧化PZ的拟一级动力学模型为:1.2735 0.91400 O 3 0[PZ][PZ]exp(0.37Q[PZ]t)???。最后,通过竞争动力学法获得了臭氧降解PZ的直接反应速率常数k O3,为8.12×105 M-1s-1。3、利用自制的磁性催化剂催化臭氧降解安替比林(PZ),考察了pH值、PZ初始浓度、臭氧投加量、催化剂投加量以及二氧化铈负载量等工艺参数对PZ去除率的影响,分析了磁性二氧化铈催化剂的作用机理。实验结果表明,添加磁性催化剂后,PZ的去除效果得到了改善,以磁性二氧化铈催化剂的效果为最佳,最终去除率达到了88%,比单独臭氧化体系提高了9%。其高催化活性被认为可能是发生了表面反应,有机物先被吸附到催化剂表面,然后臭氧也被吸附到催化剂表面,产生了一些自由基(非羟基自由基)与有机物反应。使得有机物的去除效果得到提高。
赵俊娜[5]2015年在《非均相催化臭氧化处理难降解有机废水试验研究》文中认为难降解有机废水成分复杂、浓度高、可生化性差,在自然环境以及生物体内呈现长期残留性和高毒性,传统的水处理工艺很难达到理想的处理效果。臭氧作为一种强氧化剂,已经在废水处理中得到了广泛的应用。本文以γ-Al2O3作为载体,采用浸渍法制备了新型的Cu-Mn/γ-Al2O3负载型催化剂,并构建了臭氧-Cu-Mn/γ-Al2O3催化臭氧化体系,以酸性红B模拟废水、对苯二甲酸模拟废水和头孢合成废水二级出水实际废水为研究对象,考察了不同反应条件对废水处理效果的影响,并对催化臭氧化降解酸性红B和对苯二甲酸的反应动力学及机理进行了研究。主要试验结论如下:1)研制出一种新型Cu-Mn/γ-Al2O3催化剂,其最佳制备条件是以γ-Al2O3为载体,0.5mol/L的Cu(NO3)2和Mn(NO3)2等体积混合液为浸渍液,浸渍时间12h,焙烧温度550℃,焙烧时间3h。通过XRD、SEM和FTIR表征发现该催化剂的主要活性组分为CuO和CuMn2O4,其与γ-Al2O3之间形成了配位结构的化学键,并高度分散于γ-Al2O3的表面。通过质量法测定可得该催化剂的零电荷点为pH值8.3。以酸性红B的去除率为评价目标,发现该催化剂具有较好的催化性能且稳定性良好。2)采用Cu-Mn/γ-Al2O3催化剂开展了催化臭氧化处理酸性红B模拟废水试验研究。结果表明,当酸性红B初始浓度为250mg/L时,在臭氧投加速率4.26mg/min,废水初始pH值8.3,催化剂投加量4g/L的条件下,反应20min,酸性红B去除率可达到99.36%,废水总有机碳(TOC)可由48.50mg/L降至22.13mg/L,TOC去除率达到54.38%,与单纯臭氧氧化工艺相比,酸性红B和TOC去除率分别提高20.43%和35.03%。Cu-Mn/γ-Al2O3催化臭氧化降解酸性红B反应符合一级动力学,其方程为ln(c0/ct)=0.2498t+0.1370,相关系数R2为0.9974。3)Cu-Mn/γ-Al2O3催化臭氧化对苯二甲酸模拟废水试验结果表明,当对苯二甲酸初始浓度为100mg/L,废水初始TOC为33.15mg/L时,在臭氧投加速率3.18mg/min,废水初始pH值8.3,催化剂投加量3g/L的条件下,反应20min,对苯二甲酸和TOC去除率可分别达到99.26%和57.21%,较单纯臭氧化分别提高23.34%和22.76%。Cu-Mn/γ-Al2O3催化臭氧化降解对苯二甲酸反应符合一级动力学,其方程为ln(c0/ct)=0.2455t-0.1354,相关系数R2为0.9959。4)Cu-Mn/γ-Al2O3催化臭氧化对头孢合成废水二级出水具有较好的效果,在臭氧投加速率5.64mg/min,废水初始pH值8.3,催化剂投加量5g/L的条件下,反应20min,废水COD、BOD5、氨氮和色度可分别由250mg/L、10mg/L、12mg/L和70倍降至114mg/L、6mg/L、5mg/L和5倍,出水水质满足GB 21904-2008《化学合成类制药工业水污染物排放标准》的要求。5)通过羟基自由基(·OH)抑制试验,证明Cu-Mn/γ-Al2O3催化剂能够促进臭氧分解产生羟基自由基,提高了臭氧的氧化效率。
杨文玲, 郜子兴, 吴赳, 王妨茶[6]2018年在《CuO-Fe_2O_3/γ-Al_2O_3/H_2O_2/O_3催化氧化深度处理制药二级生化出水》文中进行了进一步梳理采用浸渍法将Cu O、Fe_2O_3负载在γ-Al_2O_3表面,制备高活性臭氧催化氧化催化剂,通过N_2吸附脱附曲线,X射线衍射、扫描电镜、X射线荧光光谱等方法对催化剂性能进行表征。与Cu O-Fe_2O_3/γ-Al_2O_3/O_3、H_2O_2/O_3、γ-Al_2O_3/O_3等工艺相比,采用Cu O-Fe_2O_(3/)γ-Al_2O_3/H_2O_2/O_3工艺降解制药二级生化出水效果最为明显,较高的催化氧化效率主要归功于H_2O_2的诱导作用和催化剂的催化作用的双重作用加速臭氧生成更多·OH。考察废水中COD去除率及影响降解的因素,包括催化剂投加量、p H、双氧水投加量、臭氧流量等,实验结果显示在催化剂投加量2g/L、废水p H为9、双氧水投加量3.6mg/L、臭氧流量1.0L/min条件下,COD去除率达到62.96%。催化剂循环使用10次后,COD去除率仍然可达到58%以上,并且金属离子浸出较少,其结构稳定。通过自由基捕获剂测试,探讨该催化氧化过程遵循自由基反应机理。
赵书琴[7]2012年在《Ti（Ⅳ）催化臭氧化降解有机物的效能及动力学特性》文中指出本文首先综述了臭氧的物理化学性质和臭氧氧化技术在水处理方面的应用，重点探讨了近年来研究较热的O_3/H_2O_2和金属催化臭氧化技术。基于O_3/H_2O_2的研究现状和不足，对Ti(Ⅳ)催化O_3/H_2O_2体系的影响因素、去除效果及降解机理进行了系统研究。首先，以乙酸为目标有机物，建立了Ti(Ⅳ)催化O_3/H_2O_2体系的动力学模型。结果表明，乙酸的降解情况很好地吻合了建立的动力学模型。由此模型得到了臭氧与Ti_2O_5~(2+)的动力学常数(1.40×10~3L/(mol·sec))，结果很好地吻合了臭氧衰减得到的动力学常数(1.10×10~3L/(mol·sec))。另外，研究了此过程中的叁个重要影响因素：Ti(Ⅳ)浓度CTi(IV)，溶解臭氧浓度CO_3，初始H_2O_2浓度C0H_2O_2。在一定Ti(Ⅳ)浓度范围内，可以通过增加Ti(Ⅳ)浓度来提高降解效果。体系存在着合适的溶解臭氧浓度和H_2O_2浓度。适量的H_2O_2可以保证Ti_2O_5~(2+)的浓度，进而有效引发臭氧产生羟基自由基；但过高的H_2O_2会猝灭羟基自由基，反而降低了降解效果。其次，研究了酸性条件下Ti(Ⅳ)催化臭氧化降解水中苯乙酮效率的影响。在pH为2.8的条件下，加入Ti(Ⅳ)能明显提高O_3降解苯乙酮的效率，20min后Ti(Ⅳ)催化臭氧化对苯乙酮的去除率达到了94.0%，而单独臭氧化的去除率仅为28.0%。利用相对法计算表明。Ti(Ⅳ)催化臭氧化苯乙酮的反应分为两段，其第一阶段反应的kobs,1=9.52×10~(-4)s~(-1)，Rct=6.57×10~(-10)；第二阶段的kobs,2=3.82×10~(-3)s~(-1)、Rct=57.87×10~(-10)。第二阶段Ti(Ⅳ)催化臭氧化体系能有效地产生更多的羟基自由基，这可能与苯乙酮臭氧化降解过程中有双氧水形成有关。最后，在酸性条件下，用Ti(Ⅳ)催化臭氧化体系对实验室模拟的苯乙酮、硝基苯废水和实际垃圾渗滤液进行降解。结果表明，Ti(Ⅳ)的加入均可提高废水的CODcr去除率。Ti(Ⅳ)催化臭氧化处理后的水样UV_(254)明显降低，BOD5/CODcr提升明显，废水的可生化性得到了有效的改善。同时研究了不同pH值条件下，Ti(Ⅳ)催化臭氧化体系的处理效果。结果表明，在酸性和中性条件下，Ti(Ⅳ)/O_3体系比单独臭氧化的降解效果均有提升作用，只是在酸性条件下，提升作用更为明显。以上实验结果说明Ti(Ⅳ)催化臭氧化体系比单独臭氧化更有效且更经济。
钟超[8]2015年在《催化氧化降解工业废水的催化剂和工程应用研究》文中指出如何经济高效的对环境污染的治理是环境保护的一项重大任务。在高级氧化技术中使用性能稳定高效的催化剂可以显着地降低成本和提高效率,因此对催化剂的研究与筛选具有重要的现实意义。基于此本文对利于磁性分离的芬顿催化剂的应用进行了研究。电解锰渣是一种污染严重的固体废弃物,然而锰渣中部分活性成分对臭氧氧化具有催化效果。基于以废治废、资源化利用,本文对电解锰渣制成臭氧催化剂及应用到工业废水的处理进行了研究。本文第一章介绍了工业废水现状、高级氧化技术、电解锰渣的现状,并对本课题的研究目的、意义和内容进行了阐述。第二章阐述了铁掺杂的有序介孔碳(OMC@Fe)、碳包覆四氧化叁铁(C@Fe3O4)、磁性氧化石墨烯(MGO)叁种磁性碳复合材料的制备,以及利用XRD、TEM、TG等分析检测手段对材料进行了表征。叁种磁性碳复合材料对4-CP模拟污染物进行了吸附,结果表明其吸附动力学过程更符合Lagergren准二级动力学模型,吸附等温线更符合Freundlich等温线模型,叁种磁性碳复合材料吸附能力由强到弱分别为:C@Fe3O4>OMC@Fe>MGO。同时以酸性橙为模拟污染物,对材料的芬顿反应催化性能进行了研究。在OMC@Fe类芬顿降解酸性橙过程中通过正交实验得出在考察范围内对反应的影响显着性排序从强到弱依次为:pH、H2O2浓度、催化剂浓度。此外,光照在一定程度下可以提高芬顿反应的降解效果,在一定程度内通过升高温度还可以降低pH对反应限制。OMC@Fe作为类芬顿降解酸性橙的催化剂具有较好的稳定性能,且能够循环利用。C@Fe3O4类芬顿降解酸性橙的过程可以进一步证实在一定程度内通过升高温度可以降低pH对反应限制的结论。C@Fe3O4具有磁性,便于材料的回收与重复利用。在第叁章中,先以电解锰渣为载体制备出电解锰渣载锰催化剂,再研究其在臭氧催化氧化工艺中对X3B的降解。实验确定在高锰酸钾浓度为0.05 mol·L-1、吸附时间为24h、煅烧温度为400℃的条件下制备出的电解锰渣载锰催化剂在实验考察范围内表现出最高活性。电解锰渣载锰催化剂催化臭氧化较单纯臭氧化污染物X3B具有优势,电解锰渣载锰催化剂具有较好的稳定性能,机理探究发现催化产生的羟基自由基和体系臭氧是去除污染物的活性物种之一。此外,通过对不同反应装置的反应效果进行对比,可以发现柱式反应装置具有更快的反应速度。第四章是关于臭氧催化氧化技术工程实践。该部分对XX化工园污水处理厂现场数据进行了采集与分析,得出该臭氧氧化工艺对废水可生化性的提高具有贡献。结合实际情况通过小试,选出二氧化锰作为催化剂,可明显增强处理效果。
刘璇[9]2015年在《改性含锰金属氧化物制备及其催化臭氧化性能的研究》文中指出催化臭氧化将臭氧的强氧化性和催化剂的吸附特性结合起来,通过化学反应产生经基自由基。该自由基具有极强的氧化性,在常温常压下能降解那些难以用臭氧单独氧化或降解的含氮有机物。本论文制备的催化剂包括：新型材料火山岩,并采用等体积浸渍法制备了负载型催化剂；采用水热法,制备了不同纳米晶型的二氧化锰催化剂；采用共沉淀的方法,制备了类似水滑石结构的前驱体,经过高温焙烧后生成Fe-Mn复合金属氧化物。分别对这叁种催化剂进行了XRD.SEM和BET等表征,得到了相应的物相组成、形貌特征及比表面积。选取亚甲基蓝为目标污染物,借此考察各个催化剂的催化效率,以及考察影响催化臭氧化去除效果的各个因素。根据实验数据的结果,讨论并探索催化臭氧化技术在本实验系统下的吸附机理和反应动力学等相关机理方面的理论内容。实验结果如下：火山岩以及锰/火山岩催化剂对亚甲基蓝有一定的吸附能力,分别为16.71mg/g与12.42mg/g；α-MnO2、γ-MnO2、δ-MnO2叁种不同晶型的催化剂对亚甲基蓝的吸附量分别为40.52mg/g、50.87mg/g、58.47mg/g。对所得吸附动力学数据进行相关拟合后发现α-MnO2、δ-MnO2、γ-MnO2叁种不同晶型的催化剂的吸附动力学与火山岩及锰/火山岩催化剂一致,均更符合准二级吸附速率方程。各催化臭氧化系统对亚甲基蓝有很好的降解效果,比单独臭氧氧化效果明显提高。晶型为8-Mn02的催化效果最高,与吸附结果一致。对δ-Mn02催化臭氧化亚甲基蓝的反应进行了反应动力学的模拟,发现该反应系统更符合假一级反应动力学特征。同一般共沉淀法相比,通过水滑石前驱体制得的Fe-Mn复合金属氧化物催化剂具有较高的催化活性。且利用葡萄糖改性后,添加20%的葡萄糖,能明显提高Fe-Mn复合金属氧化物催化剂的催化活性。实验发现：火山岩以及锰/火山岩催化剂最佳投加量为0.3g,δ-MnO2与Fe-Mn复合金属氧化物的最佳投加量为0.5g；最佳水浴温度为30℃；改变溶液的酸碱性,发现在碱性条件下,亚甲基蓝的脱色效果最佳。双氧水和叔丁醇的添加,则证明了该催化臭氧化反应主要遵循羟基自由基机理。亚甲基蓝的矿化程度,也因为各类催化剂的加入而明显提高。
陈尧, 彭若帆, 丁忠展, 周慧华, 童少平[10]2015年在《Ti(Ⅳ)催化臭氧化预处理酸性难降解制药废水》文中研究说明考察了酸性条件下Ti(Ⅳ)催化臭氧化预处理医药废水的效能,关联了废水氧化度与可生化性(BOD5/COD)的关系。结果表明,酸性条件下O3和O3/H2O2的氧化效率明显低于Ti(Ⅳ)/H2O2/O3。原始pH条件(3.5)下,Ti(Ⅳ)/H2O2/O3体系Ti(Ⅳ)离子和H2O2的最佳浓度分别为10 mg/L和200 mg/L。调节pH值至5.0处理120 min,制药废水的化学需氧量(COD)和总有机碳(TOC)的去除率分别为56.13%和31.49%。此时水样氧化度从原来的0.388提升到了0.608,BOD5/COD值从原来的0.019升至0.297,两者呈现较好的正相关性。以上结果表明,增大pH可以提高Ti(Ⅳ)/H2O2/O3的处理效果;此外,可以考虑利用氧化度的大小来快速判断水样的可生化性。
参考文献：
[1]. 催化臭氧化处理难降解制药废水研究[D]. 蔡哲锋. 浙江大学. 2004
[2]. 催化臭氧化含氮杂环类难降解有机物的研究[D]. 郝彦龙. 河北科技大学. 2013
[3]. 磁性氧化镱催化臭氧化降解苯叁唑和愈创木酚的研究[D]. 陈炜. 浙江工业大学. 2015
[4]. 臭氧/催化臭氧降解苯氧乙酸和安替比林的研究[D]. 陈莉玲. 浙江工业大学. 2015
[5]. 非均相催化臭氧化处理难降解有机废水试验研究[D]. 赵俊娜. 河北科技大学. 2015
[6]. CuO-Fe_2O_3/γ-Al_2O_3/H_2O_2/O_3催化氧化深度处理制药二级生化出水[J]. 杨文玲, 郜子兴, 吴赳, 王妨茶. 化工进展. 2018
[7]. Ti（Ⅳ）催化臭氧化降解有机物的效能及动力学特性[D]. 赵书琴. 浙江工业大学. 2012
[8]. 催化氧化降解工业废水的催化剂和工程应用研究[D]. 钟超. 中南民族大学. 2015
[9]. 改性含锰金属氧化物制备及其催化臭氧化性能的研究[D]. 刘璇. 河北科技大学. 2015
[10]. Ti(Ⅳ)催化臭氧化预处理酸性难降解制药废水[J]. 陈尧, 彭若帆, 丁忠展, 周慧华, 童少平. 环境工程学报. 2015
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