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(xué)生物與農(nóng)業(yè)工程學(xué)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(yáng)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(jī)物。進(jìn)水化學(xué)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(chǎn)生以下數(shù)據(jù):PH值6.7;化學(xué)需氧量：64毫克/升;生化需氧量：30毫克/升;總有機(jī)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(cè)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(dǎo)率在高氯化鈉含量。處理1m3啤酒廢水所產(chǎn)生的本錢由將RM8，電解反響器在74.5mA/cm2時(shí)，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(huì)導(dǎo)致水力停留時(shí)間長(zhǎng)，因沖擊負(fù)荷和維護(hù)不當(dāng)可能導(dǎo)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(xì)菌菌株，以實(shí)現(xiàn)更高的去除效率。電化學(xué)方法非常適合處理和降解有機(jī)污染物。因?yàn)樗锌赡軐?shí)現(xiàn)局部或完全分解的有機(jī)物。電化學(xué)方法處理受青睞，因?yàn)樗麄兗炔皇軓U水強(qiáng)度變化和水力停留時(shí)間的制約也沒有有毒物質(zhì)的生成。,因?yàn)榇温人徕c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(xué)物質(zhì)，儲(chǔ)存和運(yùn)輸?shù)钠桨残缘囊蠛艽?，所以使用本錢高的設(shè)備以應(yīng)對(duì)任何事故。電化學(xué)廢水處理方法應(yīng)運(yùn)而生，它首先被用來處理船舶上產(chǎn)生的污水和海水3:1。對(duì)它們電解處理，此后，電化學(xué)處理工藝被工業(yè)廢水中含有豐富的難降解有機(jī)物和氯離子含量的處理廣泛接受。電化學(xué)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(xué)氧化可以同時(shí)降解豬肥料的化學(xué)需氧量(COD)和氨氮(NH3-N)含量。苯酚的電化學(xué)氧化和使用氯化苯酚進(jìn)行了多孔碳?xì)?，金剛石，釕混合氧化物，DSA和石墨的研究。據(jù)我們所知,沒有機(jī)構(gòu)發(fā)表基于原位次氯酸氧化對(duì)啤酒啤酒廠廢水的科學(xué)報(bào)道。因此，在這篇文章中，電解氧化使用石墨陽(yáng)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(diǎn)列于表1。啤酒廢水被保存在<4℃的溫度，但高于凝固點(diǎn)，以防止污水由于微生物的活動(dòng)進(jìn)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(jìn)一步實(shí)驗(yàn)。表1、啤酒廢水原液的特點(diǎn)參數(shù)數(shù)值PH8.5±0.2化學(xué)需氧量的濃度2470mg/L生物需氧量的濃度1457mg/L總有機(jī)碳的濃度820mg/L總有機(jī)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(shè)置。在電解反響器有圓形形狀，尺寸如下：內(nèi)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(jìn)料罐;2，進(jìn)料泵;3，進(jìn)水管道;4，循環(huán)管線;5，不銹鋼板〔陰極〕;6，石墨〔陽(yáng)極〕;7，浮動(dòng)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(zhǎng)270毫米,直徑60毫米用為陽(yáng)極。多孔不銹鋼鋼板長(zhǎng)270毫米，寬50毫米，厚度0.8毫米作為陰極。兩組陽(yáng)極和陰極電解過程中使用每組的石墨陽(yáng)極被兩個(gè)陰極表包圍。陽(yáng)極和陰極之間的距離為20毫米。一個(gè)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(gè)直流源。反響堆的內(nèi)容物保持在混合條件下使用一個(gè)能力3L/min的循環(huán)泵。浮動(dòng)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(jī)物濃度由化學(xué)需氧量和總有機(jī)碳的方法測(cè)定。其生物降解能力的測(cè)量基于生化需氧量。樣品中的總氯濃度用碘量測(cè)定。氨氮的含量是通過一個(gè)滴定法測(cè)定，而總凱氏氮是由MacroKjeldhal法測(cè)定。該廢水的清晰度用比濁法測(cè)定。通過將樣品在105℃下枯燥來測(cè)定懸浮固體的量。2.4實(shí)驗(yàn)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(yáng)極產(chǎn)生，氫氣在陰極產(chǎn)生。因?yàn)殛?yáng)極和陰極被保存在一個(gè)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(jìn)一步反響常在高溫〔≤75℃〕和堿性條件下：3OCl-→ClO3-+2Cl-在20℃時(shí)，在pH值6次氯酸解離程度為3％，pH7值時(shí)30％，pH8時(shí)80％。浮動(dòng)污泥上升到頂部的反響堆區(qū)域并通過浮動(dòng)污泥出口除去。通過廢水樣本的定期提取和分析，用以評(píng)估電解系統(tǒng)的表現(xiàn)。實(shí)驗(yàn)變量：如電流密度，PH值和鈉氯離子濃度對(duì)系統(tǒng)進(jìn)行評(píng)估。最初的實(shí)驗(yàn)使用飲用水在3％的氯化鈉濃度的4.5-7.5的pH范圍進(jìn)行，以確定反響中生成的總的氯的量。3、結(jié)果與討論3.1在飲用水中產(chǎn)生氯的影響。通過改變初始固定電流密度飲用水中產(chǎn)生的總氯在50mA/cm2時(shí)的研究了3％的初始氯化鈉濃度，pH值從4.5至7.5。結(jié)果說明，不管初始pH，總氯的產(chǎn)生或多或少的于給定的電解時(shí)間相關(guān)。例如，在一個(gè)以50mA/cm2為固定電流密度，電解時(shí)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(duì)于前面提到的操作條件,相應(yīng)的剩余pH值分別確定為5.8，6.7，7.3和8.1。當(dāng)pH值值增大到大于7.5時(shí)，那么生成的次氯酸會(huì)被轉(zhuǎn)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(jī)物生成的。電解處理啤酒廢水在初始pH值測(cè)定為8.7的情況下，因此調(diào)節(jié)pH為4.5。3.2啤酒廢水氧化陽(yáng)極氧化氯基的影響。陽(yáng)極氧化的實(shí)驗(yàn)在沒有額外來源的氯的條件下發(fā)生，因?yàn)槠【频碾妼?dǎo)廢水最大電流密度為到達(dá)17V的輸入電壓比擬的效果，陽(yáng)極和基于氯氧化對(duì)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(shí)〔圖2〕的電流密度。在陽(yáng)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(duì)于破壞有機(jī)物存在于啤酒廢水，從而導(dǎo)致較低的殘留COD濃度與電解時(shí)間的增加。如在圖2中，陽(yáng)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(jié)束。因此，進(jìn)一步實(shí)驗(yàn)是對(duì)啤酒廢水添加鈉、氯離子。圖2：陽(yáng)極氧化和氯對(duì)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(shí)和鈉氯離子濃度為1％，2％和3％。例如，在一個(gè)電流密度為37.2mA/cm2氯化鈉含量為1％，2％，3％，在電解30分鐘結(jié)束時(shí)，剩余的COD值分別為1405，915和730毫克/升，在電解時(shí)的電流密度為74.5mA/cm2的情況下，對(duì)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(jìn)一步增加電解時(shí)間，不管電流密度，表現(xiàn)出剩余COD濃度下降。在3％氯化鈉的情況下電解質(zhì)的電流密度37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)間50分鐘，分別導(dǎo)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(dǎo)致有機(jī)存在于較短的時(shí)間內(nèi)的氧化廢水中。剩余BOD5濃度與電解時(shí)間如圖4所示，電流密度為37.2和74.5mA/cm2時(shí)為氯化鈉濃度1％，2％，3％之間。如圖4所示，增加電流密度導(dǎo)致剩余BOD5濃度較低。例如，在用3％的氯化鈉作為電解質(zhì)，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(shí)間變化曲線圖4：剩余BOD5濃度隨電解時(shí)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(shí)在氯化鈉濃度為1％，2％和3％。隨著電解時(shí)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(zhì)對(duì)電流密度為37.2和74.5mA/cm2的溶液電解50分鐘，剩余的TOC測(cè)定分別為94和40毫克/升，對(duì)于前面提到的，在電流密度為37.2mA/cm2時(shí)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(shí)，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(dǎo)致的COD/TOC比值從4.3下降到1.3，廢水的電化學(xué)氧化起源于實(shí)踐，生產(chǎn)設(shè)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(shí)間變化曲線圖6：剩余總氯濃度隨電解時(shí)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(shí)。例如，在電流密度為37.2mA/cm2時(shí)，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(shí)，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(zhì)在電流密度為37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)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(shí)增加電解過程中的總余氯濃度，比在電流密度在37.2mA/cm2時(shí)的量大，此外，次氯酸的積累相對(duì)低，因?yàn)樗驯挥脕砥茐钠【茝U水的有機(jī)物。如圖3所示，使用飲用水，在電解過程中，在石墨陽(yáng)極氯化物轉(zhuǎn)化為氯氣，氧化有機(jī)物，發(fā)生歧化反響轉(zhuǎn)化為次氯酸，缺乏有機(jī)物質(zhì)時(shí)殘留的氯氣積累。圖7：剩余濁度隨電解時(shí)間變化曲線圖8：廢水溫度隨電解時(shí)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(shí)，初始COD為2470毫克/升，電解30分鐘。在電流密度為37.2mA/cm2時(shí)，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(shí)，剩余濁度分別被確定為150，100和67NTU，進(jìn)一步增長(zhǎng)電解時(shí)間，剩余濁度逐漸下降。如圖7所示，可知當(dāng)給定電流密度為37.2，74.5mA/cm2，3％的氯化鈉含量時(shí)，剩余最小濁度分別為58和20NTU，由于細(xì)懸浮的存在固體，當(dāng)對(duì)樣品進(jìn)行30分鐘沉降時(shí)，產(chǎn)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(jìn)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(shí)，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(shí)，氯化鈉含量為1％，2％，3％時(shí)，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(shí)，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(shí)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(zhì)在電流密度37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)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(zhì)在電流密度37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)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(shí)間的關(guān)系如圖9所示，啤酒廢水進(jìn)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(shí)，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(shí)，氯化鈉含量為1％，2％，3％時(shí)，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(shí)，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(shí)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(zhì)在電流密度37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)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(zhì)在電流密度37.2和74.5mA/cm2時(shí)，電解時(shí)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(chǎn)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(diǎn)解時(shí)間關(guān)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(duì)次氯酸氧化的影響。例如，電解時(shí)間為5分鐘，氯化鈉含量為3％，電流密度為74.5mA/cm2時(shí)，殘留的NH3-N和TKN濃度分別為12和92毫克/升，隨著電解時(shí)間的增加導(dǎo)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(jí)氯化可能是破壞氮化合物的原因，在電解初期發(fā)生在陽(yáng)極電極附近，隨著電化學(xué)氧化的進(jìn)行氮化合物轉(zhuǎn)化為三氯化氮等。進(jìn)一步氧化為一氧化二氮和氮?dú)?，而次氯酸轉(zhuǎn)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(jié)果說明，在電流密度為37.2mA/cm2時(shí)，氯化鈉濃度為1％，2％和3％時(shí)，所需能量分別為25，21和17的W/L；在電流密度為74.5mA/cm2時(shí)，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(zhì)所需能量最低，這是因?yàn)橄鄬?duì)于1％和2％的電解質(zhì)增強(qiáng)了導(dǎo)電性。4、結(jié)論本次調(diào)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(xué)氧化過程中，啤酒廠廢水也通過生成的原位次氯酸消毒。進(jìn)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(shí)，電解50分鐘，產(chǎn)生以下結(jié)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(cè)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(shí)，被確定的能源需求為56和39W/L，差異是因?yàn)樘岣吡寺然c濃度，導(dǎo)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(jī)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(jīng)受反滲透實(shí)現(xiàn)處理后的污水的再利用從而到達(dá)排放標(biāo)準(zhǔn)。參考文獻(xiàn)：(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