啤酒廢水外文翻譯

電解處理啤酒廢水KrishnanVijayaraghavan,*DesaAhmad,andRennyLesa馬來西亞雪蘭莪州，博特拉大學生物與農業(yè)工程學院一種用原位次氯酸來處理啤酒廠廢水的新方法被開發(fā)。由兩組石墨陽極和陰極不銹鋼表組成的不可分割的電解池生成次氯酸。生成的次氯酸作為氧化劑分解啤酒廢水中的有機物。進水化學需氧量2470mg/L(COD)初始濃度PH為4.5，電解密度為74.5mA/cm2，3%的氯化鈉含量,電解50分鐘產生以下數據:PH值6.7;化學需氧量：64毫克/升;生化需氧量：30毫克/升;總有機碳〔TOC〕：40毫克/升;總殘留氯：162毫克/升;濁度，20NTU〔濁度單位〕;氨態(tài)氮〔NH3-N〕，下面可檢測的極限溫度，40℃。能量需求被確定的為56和39W/L，用氯化鈉處理24升的啤酒廢水的濃度是2％和3％，電解密度為74.5mA/cm2。所觀察到的能量差異是由于改良的電導率在高氯化鈉含量。處理1m3啤酒廢水所產生的本錢由將RM8，電解反響器在74.5mA/cm2時，鈉的電流密度下操作的氯化物含量為3％確定。1、介紹由于啤酒廠廢水的傳統(tǒng)處理方法是基于生物方法,這自然會導致水力停留時間長，因沖擊負荷和維護不當可能導致失敗。此外，目前啤酒廠黃酮類化合物的生物降解要求具體的細菌菌株，以實現更高的去除效率。電化學方法非常適合處理和降解有機污染物。因為它有可能實現局部或完全分解的有機物。電化學方法處理受青睞，因為他們既不受廢水強度變化和水力停留時間的制約也沒有有毒物質的生成。,因為次氯酸鈉水溶液比氯氣使用更平安所以原位代次氯酸在廢水處理有利的。由于氯或含氯的化學物質，儲存和運輸的平安性的要求很大，所以使用本錢高的設備以應對任何事故。電化學廢水處理方法應運而生，它首先被用來處理船舶上產生的污水和海水3:1。對它們電解處理，此后，電化學處理工藝被工業(yè)廢水中含有豐富的難降解有機物和氯離子含量的處理廣泛接受。電化學工藝在紡織廠，橄欖油廠，皮革廠，酒廠的廢水處理已取得成功。電化學氧化可以同時降解豬肥料的化學需氧量(COD)和氨氮(NH3-N)含量。苯酚的電化學氧化和使用氯化苯酚進行了多孔碳氈，金剛石，釕混合氧化物，DSA和石墨的研究。據我們所知,沒有機構發(fā)表基于原位次氯酸氧化對啤酒啤酒廠廢水的科學報道。因此，在這篇文章中，電解氧化使用石墨陽極和生成次氯酸不銹鋼板作為陰極的電解反響堆基于原位生成次氯酸被提出作為啤酒廠廢水的處理方法。從嘉士伯啤酒廠馬來西亞啤酒廢水處理中獲得的。2、材料與方法2.1啤酒廢水特性。原啤酒啤酒廢水從嘉士伯啤酒廠馬來西亞收集，廢水特點列于表1。啤酒廢水被保存在<4℃的溫度，但高于凝固點，以防止污水由于微生物的活動進行生物降解保存完好的樣品在25天后收集新鮮樣品用于進一步實驗。表1、啤酒廢水原液的特點參數數值PH8.5±0.2化學需氧量的濃度2470mg/L生物需氧量的濃度1457mg/L總有機碳的濃度820mg/L總有機氮的濃度97mg/LNH3-N的濃度62mg/L磷酸鹽的濃度56mg/L懸浮固體的濃度350mg/L2.2電解反響器設置。在電解反響器有圓形形狀，尺寸如下：內徑為300毫米和450毫米的高度，與液體體積24升。圖1：電解反響器的原理圖。圖注：1，進料罐;2，進料泵;3，進水管道;4，循環(huán)管線;5，不銹鋼板〔陰極〕;6，石墨〔陽極〕;7，浮動污泥出口;8，出水管道;9，電解反響器;10，污泥出口如圖1中所示，石墨棒長270毫米,直徑60毫米用為陽極。多孔不銹鋼鋼板長270毫米，寬50毫米，厚度0.8毫米作為陰極。兩組陽極和陰極電解過程中使用每組的石墨陽極被兩個陰極表包圍。陽極和陰極之間的距離為20毫米。一個輸入230V和輸出變量的0-20V最大電流100A的整流器被用來作為一個直流源。反響堆的內容物保持在混合條件下使用一個能力3L/min的循環(huán)泵。浮動污泥被從頂部出口區(qū)域排除，沉淀的污泥，從底部的污泥線除去。2.3分析方法。廢水中的有機物濃度由化學需氧量和總有機碳的方法測定。其生物降解能力的測量基于生化需氧量。樣品中的總氯濃度用碘量測定。氨氮的含量是通過一個滴定法測定，而總凱氏氮是由MacroKjeldhal法測定。該廢水的清晰度用比濁法測定。通過將樣品在105℃下枯燥來測定懸浮固體的量。2.4實驗方法。啤酒廠廢水在保持完全混合的條件下電解。在電解過程中，氯在陽極產生，氫氣在陰極產生。因為陽極和陰極被保存在一個不可分割的電解反響器中，氯和水發(fā)生歧化反響，從而生成在次氯酸：Cl2+H2O→HOCl+HClOCl-、ClO3-進一步反響常在高溫〔≤75℃〕和堿性條件下：3OCl-→ClO3-+2Cl-在20℃時，在pH值6次氯酸解離程度為3％，pH7值時30％，pH8時80％。浮動污泥上升到頂部的反響堆區(qū)域并通過浮動污泥出口除去。通過廢水樣本的定期提取和分析，用以評估電解系統(tǒng)的表現。實驗變量：如電流密度，PH值和鈉氯離子濃度對系統(tǒng)進行評估。最初的實驗使用飲用水在3％的氯化鈉濃度的4.5-7.5的pH范圍進行，以確定反響中生成的總的氯的量。3、結果與討論3.1在飲用水中產生氯的影響。通過改變初始固定電流密度飲用水中產生的總氯在50mA/cm2時的研究了3％的初始氯化鈉濃度，pH值從4.5至7.5。結果說明，不管初始pH，總氯的產生或多或少的于給定的電解時間相關。例如，在一個以50mA/cm2為固定電流密度，電解時間為15分鐘，初始pH值為4.5，5.5，6.5，7.5?？偟挠嗦葷舛缺淮_定為568，572，580和592毫克/升，對于前面提到的操作條件,相應的剩余pH值分別確定為5.8，6.7，7.3和8.1。當pH值值增大到大于7.5時，那么生成的次氯酸會被轉化為次氯酸根離子，它是一種弱氧化劑。因此，該反響器pH值決定的效率。氯氣是由氧化有機物生成的。電解處理啤酒廢水在初始pH值測定為8.7的情況下，因此調節(jié)pH為4.5。3.2啤酒廢水氧化陽極氧化氯基的影響。陽極氧化的實驗在沒有額外來源的氯的條件下發(fā)生，因為啤酒的電導廢水最大電流密度為到達17V的輸入電壓比擬的效果，陽極和基于氯氧化對啤酒廢水處理，處理中沒有任何氯加成和3％氯化鈉固定12mA/cm2時〔圖2〕的電流密度。在陽極沒有氯的氧化過程，COD極限去除率。然而，由于氯的氧化過程更為明顯對于破壞有機物存在于啤酒廢水，從而導致較低的殘留COD濃度與電解時間的增加。如在圖2中，陽極平均COD所示氧化缺乏氯化鈉，此外，3％氯化鈉除了被確定為18％和35％，分別在電解50分鐘結束。因此，進一步實驗是對啤酒廢水添加鈉、氯離子。圖2：陽極氧化和氯對啤酒廢水的影響3.3啤酒廢水中氯的氧化。圖3顯示了在電解過程中的殘留COD濃度，2470毫克/升在37.2的電流密度下的初始COD濃度和74.5mA/cm2時和鈉氯離子濃度為1％，2％和3％。例如，在一個電流密度為37.2mA/cm2氯化鈉含量為1％，2％，3％，在電解30分鐘結束時，剩余的COD值分別為1405，915和730毫克/升，在電解時的電流密度為74.5mA/cm2的情況下，對上述氯化鈉含量液體的電解期間剩余的COD值分別為1130，470和分別360毫克/升。進一步增加電解時間，不管電流密度，表現出剩余COD濃度下降。在3％氯化鈉的情況下電解質的電流密度37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，分別導致剩余COD濃度的170和64毫克/升，在較高的電流密度下，生成更次氯酸，從而導致有機存在于較短的時間內的氧化廢水中。剩余BOD5濃度與電解時間如圖4所示，電流密度為37.2和74.5mA/cm2時為氯化鈉濃度1％，2％，3％之間。如圖4所示，增加電流密度導致剩余BOD5濃度較低。例如，在用3％的氯化鈉作為電解質，37.2和74.5mA/cm2的電流密度，下電解50分鐘，剩余的BOD分別為90和30毫克/升。圖3：剩余COD濃度隨電解時間變化曲線圖4：剩余BOD5濃度隨電解時間變化曲線在電解期間，TOC去除率如圖5，電流密度為37.2和74.5mA/cm2時在氯化鈉濃度為1％，2％和3％。隨著電解時間的增加TOC減少，在電流密度增加更高觀察到TOC的去除率在提高。例如，在用3％氯化鈉作為電解質對電流密度為37.2和74.5mA/cm2的溶液電解50分鐘，剩余的TOC測定分別為94和40毫克/升，對于前面提到的，在電流密度為37.2mA/cm2時電解期間和氯化鈉含量，COD/TOC比率由3.0下降到1.8。在電流密度為74.5mA/cm2時，COD/TOC的比值從3.0下降到1.6。COD/TOC比率下降說明，碳由于氧化作用被摧毀，生成的次氯酸。在酚醛樹脂廢水處理的根底上發(fā)生氧化導致的COD/TOC比值從4.3下降到1.3，廢水的電化學氧化起源于實踐，生產設備顯示COD/TOC比從3.3下降到1.7。圖5：剩余TOC濃度隨電解時間變化曲線圖6：剩余總氯濃度隨電解時間變化曲線在電解過程中的總余氯濃度如圖6所示，初始COD為2470mg/L在不同的氯化鈉含量濃度〔1％，2％和3％〕，并在電流密度為37.2和74.5mA/cm2時。例如，在電流密度為37.2mA/cm2時，氯化鈉含量為1％，2％，3％，電解30分鐘，總余氯濃度分別為27，40和50毫克/升。在電流密度為4.5mA/cm2時，在上述條件下，最終總余氯濃度分別為42，78和96毫克/升。在氯化鈉含量為3％的情況下，電解質在電流密度為37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，總余氯的濃度分別為92和162毫克/升，在電流密度為74.5mA/cm2時增加電解過程中的總余氯濃度，比在電流密度在37.2mA/cm2時的量大，此外，次氯酸的積累相對低，因為它已被用來破壞啤酒廢水的有機物。如圖3所示，使用飲用水，在電解過程中，在石墨陽極氯化物轉化為氯氣，氧化有機物，發(fā)生歧化反響轉化為次氯酸，缺乏有機物質時殘留的氯氣積累。圖7：剩余濁度隨電解時間變化曲線圖8：廢水溫度隨電解時間變化曲線圖圖7所示在不同氯化鈉含量〔1％，2％，3％〕電解期間的剩余濁度水平，電流密度在37.2和74.5mA/cm2時，初始COD為2470毫克/升，電解30分鐘。在電流密度為37.2mA/cm2時，剩余濁度分別被確定為250，170和145NTU〔濁度單位〕；在電流密度為74.5mA/cm2時，剩余濁度分別被確定為150，100和67NTU，進一步增長電解時間，剩余濁度逐漸下降。如圖7所示，可知當給定電流密度為37.2，74.5mA/cm2，3％的氯化鈉含量時，剩余最小濁度分別為58和20NTU，由于細懸浮的存在固體，當對樣品進行30分鐘沉降時，產生了13NTU的濁度值，剩余的COD濃度為42毫克/升。如圖8所示，廢水進水COD為2470毫克/升，在不同的氯化鈉含量〔1％，2％，3％〕，和在固定電流密度37.2和74.5的mA/cm2時，啤酒廠的電解過程中的流出物溫度。例如，在電流密度為37.2mA/cm2時，氯化鈉含量為1％，2％，3％時，電解30分鐘，出水溫度被分別確定為32，30和28℃。然而，在電流密度為74.5mA/cm2時，在上述條件下，出水溫度被分別確定為42，37和32℃。隨著電解時間的增加電解液的溫度也逐漸上升。在氯化物含量3％的情況下，電解質在電流密度37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，出水溫度分別為35和40℃。然而，氯化物含量1％的情況下，電解質在電流密度37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，出水溫度分別為40和50℃。圖9：剩余廢水pH值與電解時間的關系如圖9所示，啤酒廢水進水COD濃度為2470毫克/升，在不同的氯化鈉含量〔1％，2％，3％〕，和在固定電流密度37.2和74.5的mA/cm2時，啤酒廢水的電解過程中的殘留pH值。例如，在電流密度為37.2mA/cm2時，氯化鈉含量為1％，2％，3％時，電解30分鐘，電解過程中的殘留pH值分別確定為4.7，4.8和4.9，然而，在電流密度為74.5mA/cm2時，在上述條件下，電解過程中的殘留pH值分別確定為4.9，5.2和5.3。隨著電解時間的增加電解過程中的殘留pH值也逐漸增加。在氯化物含量3％的情況下，電解質在電流密度37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，電解過程中的殘留pH值分別為5.8和6.7。然而，氯化物含量1％的情況下，電解質在電流密度37.2和74.5mA/cm2時，電解時間50分鐘，電解過程中的殘留pH值分別為5.2和6.0。pH值的上升可能是由于電解過程中陰極氫氣的損失，從而產生氫氧根離子的積累。電解液pH值低于7.5，溫度為低于75℃，因此，CLO3-的形成是微缺乏道的。圖10：剩余總氨氮(NH3-N)和總凱氏氮〔TKN〕濃度余點解時間關系如圖10所示，NH3-N和TKN濃度初始值分別為62和97毫克/升，對次氯酸氧化的影響。例如，電解時間為5分鐘，氯化鈉含量為3％，電流密度為74.5mA/cm2時，殘留的NH3-N和TKN濃度分別為12和92毫克/升，隨著電解時間的增加導致殘留的NH3-N濃度低于檢出下限。然而，在上述條件下，電解50分鐘，剩余TKN濃度，為29毫克/升。超級氯化可能是破壞氮化合物的原因，在電解初期發(fā)生在陽極電極附近，隨著電化學氧化的進行氮化合物轉化為三氯化氮等。進一步氧化為一氧化二氮和氮氣，而次氯酸轉化為氯化物。啤酒廢水處理的能量需求是在研究了不同氯化鈉濃度〔1％，2％和3％〕，并在電流密度37.2和74.5mA/cm2。結果說明，在電流密度為37.2mA/cm2時，氯化鈉濃度為1％，2％和3％時，所需能量分別為25，21和17的W/L；在電流密度為74.5mA/cm2時，在上述條件下，所需能量分別為77，56和39的W/L，在氯化鈉含量為3％的電解質所需能量最低，這是因為相對于1％和2％的電解質增強了導電性。4、結論本次調查顯示，原位代的次氯酸可以有效的處理啤酒廠廢水。在電化學氧化過程中，啤酒廠廢水也通過生成的原位次氯酸消毒。進出初始COD為2470mg/L，pH為4.5，氯化鈉含量為3％，電流密度為74.5mA/cm2時，電解50分鐘，產生以下結果：pH值，6.7；COD，64毫克/升；BOD5，30毫克/升；TOC，40毫克/升；總殘留氯，162毫克/升；濁度，20NTU；NH3-N，低于檢測限；溫度，40℃；而處理24升的啤酒廢水在氯化鈉含量為2％和3％，在電流密度為74.5mA/cm2時，被確定的能源需求為56和39W/L，差異是因為提高了氯化鈉濃度，導電性能也提高了。過量的氯氣濃度可以通過降低添加亞硫酸氫鹽。氯化有機物在電解過程中可以通過排除前的活性炭去除。通過使其經受反滲透實現處理后的污水的再利用從而到達排放標準。參考文獻：(1)Bockris,J.O.H.EnVironmentalChemistry;PlenumPress:NewYork,1977.(2)Vijayaraghavan,K.;Ramanujam,T.K.;Balasubramanian,N.Insituhypochlorousacidgenerationfortreatmentoftextilewastewater.Color.Technol.2001,117,49.(3)Kim,T.H.;Park,C.;Lee,J.;Shin,E.B.;Kim,S.Pilotscaletreatmentoftextilewastewaterbycombinedprocess(fluidizedbiofilmprocesschemicalcoagulation-electrochemicaloxidation).WaterRes.2002,36,3979.(4)Dogan,D.;Tu¨rkdemir,H.Electrochemicaloxidationoftextiledyeindigo.J.Chem.Technol.Biotechnol.2005,80,916.(5)Szpyrkowicz,L.;Juzzolino,C.;Daniele,S.;DeFaveri,M.D.Electrochemicaldestructionofthioureadioxideinanundividedparallelplateelectrodesbatchreactor.Catal.Today2001,66,519.(6)Lo′pez-Grimau,V.;Gutie′rrez,M.C.DecolourisationofsimulatedreactivedyebatheffluentsbyelectrochemicaloxidationassistedbyUVlight.Chemosphere2006,62,106.(7)Gotsi,M.;Kalogerakis,N.;Psillakis,E.;Samaras,P.;Mantzavinos,D.Electrochemicaloxidationofoliveoilmillwastewaters.WaterRes.2005,39,4177.(8)Kyriacou,A.;Lasaridi,K.E.;Kotsou,M.;Balis,C.;Pilidis,G.Combinedbioremediationandadvancedoxidationofgreentableoliveprocessingwastewater.ProcessBiochem.2005,40,1401.(9)Vijayaraghavan,K.;Ramanujam,T.K.;Balasubramanian,N.Insituhypochlorousacidgenerationfortreatmentoftannerywastewaters.J.EnViron.Eng.DiV.(Am.Soc.CiV.Eng.)1998,124(9),887.(10)Rao,N.N.;Somasekhar,K.M.;Kaul,S.N.;Szpyrkowicz,L.Electrochemicaloxidationoftannerywastewater.J.Chem.Technol.Biotechnol.2001,76(11),1124.(11)Szpyrkowicz,L.;Kaul,S.N.;Neti,R.N.;Satyanarayan,S.Infuenceofanodematerialonelectrochemicaloxidationforthetreatmentoftannerywastewater.WaterRes.2005,39,1601.(12)Vijayaraghavan,K.;Ramanujam,T.K.;Balasubramanian,N.Insituhypochlorousacidgenerationforthetreatmentofdistilleryspentwash.Ind.Eng.Chem.Res.1999,38,2264.(13)Vijayaraghavan,K.;Ramanujam,T.K.;Balasubramanian,N.Insituhypochlorousacidgenerationforthetreatmentofsyntanwastewater.WasteManage.1999,19,319.(14)Chae,K.J.;Yim,S.K.;Choi,K.H.;Kim,S.K.;Park,W.K.Integratedbiologicalandelectro-chemicaltreatmentofswinemanure.WaterSci.Technol.2004,49(5-6),427.(15)Polcaro,A.M.;Palmas,S.Electrochemicaloxidationofchlorophenols.Ind.Eng.Chem.Res.1997,36,1791.(16)Diniz,A.V.;Ferreira,N.G.;Corat,E.J.;Trava-Airoldi,V.J.Efficiencystudyofperforateddiamondelectrodesfororganiccompoundsoxidationprocess.DiamondRelat.Mater.2003,12,577.(17)Yavuz,Y.;Koparal,A.S.Electrochemicaloxidationofphenolinaparallelplatereactorusingrutheniummixedmetaloxideelectrode.J.Hazard.Mater.2006,136(2),296.(18)Jiang,J.Q.;Yin,Q.;Zhou,J.L.;Pearce,P.O