徐海音,楊朝暉*,曾光明,羅遠(yuǎn)玲,黃　兢,汪理科,宋佩佩(1.湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410082；2.湖南大學(xué)環(huán)境生物與控制教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082；.長(zhǎng)沙環(huán)境保護(hù)職業(yè)技術(shù)學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410004)

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基于實(shí)時(shí)控制的電絮凝-氣浮處理重金屬清淤尾水

徐海音1,2,楊朝暉1,2*,曾光明1,2,羅遠(yuǎn)玲3,黃兢1,2,汪理科1,2,宋佩佩1,2(1.湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410082；2.湖南大學(xué)環(huán)境生物與控制教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410082；3.長(zhǎng)沙環(huán)境保護(hù)職業(yè)技術(shù)學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410004)

摘要：針對(duì)重金屬清淤尾水具有污染物濃度高、水質(zhì)波動(dòng)大、沉淀性能差等特點(diǎn),選取pH值和濁度作為實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)因子,并借助沉淀模擬和數(shù)據(jù)擬合等手段,建立了比電流與鎘殘留量之間的實(shí)時(shí)控制響應(yīng)模型.結(jié)果表明:鋁-電絮凝-氣浮兼有中和pH值和改善泥水分離的優(yōu)點(diǎn),實(shí)現(xiàn)了重金屬鉛、鎘和鋅的達(dá)標(biāo)排放;此外實(shí)時(shí)控制策略節(jié)省了35.8%的材料消耗和43.4%的電能消耗以及降低了47.9%的產(chǎn)泥量.

關(guān)鍵詞：電絮凝；氣??；清淤尾水；實(shí)時(shí)控制；重金屬

* 責(zé)任作者, 教授, yzh@hnu.edu.cn

底泥環(huán)保清淤(疏浚)技術(shù)是治理湖泊、港口及河道重金屬內(nèi)源污染的重要手段[1].重金屬污染底泥的環(huán)保清淤過(guò)程中,由于挖掘、攪拌等物理因素的影響,導(dǎo)致底泥中原本含重金屬濃度較高且相對(duì)穩(wěn)定的間隙水、毛細(xì)水從底泥中滲出,從而形成含重金屬的清淤尾水[2].

目前,國(guó)內(nèi)外環(huán)保清淤的對(duì)象主要以受氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素污染的河流湖泊的底泥為主,如云南滇池草海、安徽巢湖以及Lake Uluabat(土耳其)環(huán)保疏浚工程等,其尾水的處理主要采用靜置直排、絮凝沉淀后直排或絮凝和吸附的組合方式[3-5].然而國(guó)內(nèi)外關(guān)于重金屬污染底泥清淤尾水的處理方法的研究仍非常有限[2,6].此外,在重金屬污染底泥的環(huán)保清淤實(shí)施過(guò)程中,清淤尾水的水質(zhì)具有波動(dòng)幅度大、沉淀性能差等特點(diǎn),若處理不當(dāng),極易造成水污染環(huán)境事故.因此,有必要針對(duì)重金屬污染底泥清淤尾水的水質(zhì)特點(diǎn),研究開(kāi)發(fā)一種安全經(jīng)濟(jì)、自動(dòng)化程度高的處理方法,避免清淤尾水及其處理過(guò)程引發(fā)二次污染.

電絮凝-氣浮技術(shù)是利用鋁或鐵在陽(yáng)極原位生成高活性的多形態(tài)聚鋁或聚鐵絮凝劑;同時(shí)利用陰極產(chǎn)生具有氣浮作用的微小氫氣氣泡[7-9].此外,電絮凝-氣浮還具有無(wú)需投加化學(xué)物質(zhì)、自動(dòng)化程度高、易與其他工藝組合應(yīng)用等優(yōu)點(diǎn),已逐步成為重金屬?gòu)U水處理的工業(yè)化應(yīng)用技術(shù)[3].近年來(lái)研究表明電絮凝-氣浮產(chǎn)生的氫氣具有較高的回收價(jià)值,可通過(guò)其抵消部分費(fèi)用并進(jìn)一步降低運(yùn)行成本[10].

本研究針對(duì)清淤尾水水質(zhì)的特點(diǎn),試圖采用基于實(shí)時(shí)控制策略的鋁-電絮凝-氣浮技術(shù),通過(guò)篩選實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)因子,建立其與響應(yīng)值的定量關(guān)系,構(gòu)建清淤尾水的實(shí)時(shí)控制響應(yīng)模型,實(shí)現(xiàn)重金屬污染底泥清淤尾水的電絮凝-氣浮自動(dòng)化控制.

1　材料與方法

1.1實(shí)驗(yàn)尾水及水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)尾水來(lái)自湘江流域株洲段霞灣港河道的喻家坪車(chē)站至入江口沿線(xiàn)26個(gè)點(diǎn),其具體的采樣點(diǎn)及其坐標(biāo)(東經(jīng),北緯)如圖1所示.

圖1　霞灣港河道底泥取樣點(diǎn)Fig.1　Points of sediment collection in Xiawangang river

將采集到的清淤底泥充分?jǐn)嚢韬箪o置30min后,取上層泥水混合物作為實(shí)驗(yàn)用的尾水.然后將尾水用0.45μm膜過(guò)濾得到的液體稱(chēng)為尾水過(guò)濾液.因此,尾水過(guò)濾液中的重金屬主要以溶解態(tài)(離子態(tài))存在.經(jīng)分析清淤尾水中重金屬主要以Pb、Zn和Cd為主,尾水及其過(guò)濾液的污染物含量如表1所示.

表1　尾水及其過(guò)濾液的水質(zhì)Table 1　Water-quality of residual water and its filtrate

1.2實(shí)驗(yàn)設(shè)定及分析方法

電極材料均采用鋁(1050)極板,其尺寸為(150×150×2)mm3,極板間距15mm.攪拌速度為200rpm,pH調(diào)控蠕動(dòng)泵流量為10mL/min,而實(shí)時(shí)監(jiān)控體系蠕動(dòng)泵為300mL/min.電流密度200A/m2由直流電源(RIGOL DP1116A)提供.為防止電絮凝中的鈍化行為,采取極性切換方式,時(shí)間間隔15min,由繼電器(JSPG—120—B)控制[10]. pH及溫度探頭(TOLEDO FE20)和濁度計(jì)(HACH TSS Portable)實(shí)現(xiàn)其在線(xiàn)監(jiān)測(cè).具體實(shí)驗(yàn)裝置如圖2所示.尾水pH值通過(guò)1mol/L的HCl/ NaOH溶液調(diào)節(jié),電絮凝-氣浮實(shí)驗(yàn)溫度為室溫(15±2)℃,實(shí)驗(yàn)所用試劑均為分析純.采用Minteq軟件模擬重金屬沉淀生成及溶解行為,響應(yīng)面(RSM)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及數(shù)據(jù)處理手段構(gòu)建電絮凝-氣浮實(shí)時(shí)控制的響應(yīng)模型[7,11].實(shí)驗(yàn)中Pb、Zn、Cd 和Al的含量由原子吸收光譜儀(PE AA700)以及電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(BAIRD PS-6)測(cè)定.

圖2　鋁-電絮凝-氣浮實(shí)時(shí)控制系統(tǒng)Fig.2　Real-time control system of Al-ECF

2　結(jié)果與討論

2.1起始pH值對(duì)尾水過(guò)濾液中重金屬去除的影響

pH值是影響電絮凝去除重金屬效果的主要因素之一[8].由圖3可知,隨著起始pH值的升高(5.0～9.0),重金屬離子(Zn2+、Cd2+和Pb2+)的去除率隨之快速上升.Heidmann等[12]在研究電絮凝去除重金屬 (Ni,Cu,Cr)的過(guò)程中也觀察到類(lèi)似的現(xiàn)象.其可能由于隨著起始pH值上升,溶液中重金屬離子處于過(guò)飽和狀態(tài)(K≥Ksp),使其與OH-結(jié)合生成沉淀(式1,n=2),并從尾水中分離去除.

但是隨著起始pH升到13時(shí),Zn的去除率顯著下降.這是因?yàn)樯傻臍溲趸\沉淀是兩性物質(zhì),在堿性條件下,其以Zn(OH)3-的形式(式2,n=2,m=1),并重新釋放至尾水[13].

因此,尾水中重金屬去除率與電絮凝過(guò)程的pH有非常密切的關(guān)系,其主要原因在于重金屬離子如Pb2+、Cd2+和Zn2+均可與OH-結(jié)合并生成其氫氧化物的難溶物,經(jīng)絮凝沉淀后去除.

然而pH值在電絮凝過(guò)程中是不斷發(fā)生演化的[7].如圖3所示,當(dāng)起始pH值為堿性時(shí),最終pH值相對(duì)其起始pH值會(huì)下降;反之,最終pH會(huì)上升.當(dāng)起始pH為6.0～11.0時(shí),經(jīng)鋁-電絮凝后,最終pH位于6.7～9.0范圍內(nèi).研究表明,鋁-電絮凝在處理重金屬?gòu)U水、餐飲廢水以及食品加工廢水過(guò)程中都表現(xiàn)出了類(lèi)似的pH行為[13].

雖然理論上,鋁-電絮凝等價(jià)于原位生成絮凝劑Al(OH)3,因而該過(guò)程并不會(huì)改變系統(tǒng)的pH[7].但是在堿性條件下,尾水過(guò)濾液中的重金屬離子(Pb2+、Cd2+和Zn2+)在生成其氫氧化物沉淀[式(1)]或兩性沉淀溶解過(guò)程[式(2)]中均會(huì)消耗過(guò)濾液中的OH-,導(dǎo)致系統(tǒng)最終pH下降.此外在弱酸性條件下,鋁-電絮凝-氣浮產(chǎn)生的微小氫氣氣泡會(huì)吹脫溶解于清淤尾水中的CO2,促使其溶解平衡從左往右移動(dòng)[式(3)],同時(shí)生成OH-,因而使尾水過(guò)濾液的最終pH上升.

圖3　起始pH值對(duì)尾水過(guò)濾液最終pH值及重金屬去除的影響Fig.3　Effects of initial pH on final pH and heavy metals removal efficiency of residual filters

綜上所述,鋁-電絮凝具有中和調(diào)節(jié)pH的特點(diǎn),能夠適應(yīng)于pH值波動(dòng)水質(zhì)的處理.

從表1可知,尾水過(guò)濾液中溶解態(tài)重金屬Pb、Cd和Zn均超出排放限值.接下來(lái)進(jìn)一步考察pH值對(duì)尾水過(guò)濾液中重金屬Pb、Cd和Zn殘留量的影響,使其滿(mǎn)足排放標(biāo)準(zhǔn).假定在鋁-電絮凝中,尾水過(guò)濾液中的重金屬均以生成其氫氧化物的難溶物而去除.根據(jù)Pb、Cd、Zn和Al的溶度積以及溶解平衡常數(shù),借助Minteq軟件[11],構(gòu)建不同pH值以及重金屬濃度下其氫氧化物的理論溶解/沉淀區(qū)域,如圖4所示. 隨著最終pH值升高,尾水過(guò)濾液中重金屬Pb2+和Cd2+的理論上限值呈指數(shù)下降.理論上,要實(shí)現(xiàn)尾水過(guò)濾液的達(dá)標(biāo)排放,需要滿(mǎn)足重金屬的理論上限值小于等于其排放限值,此時(shí)重金屬所對(duì)應(yīng)的pH值分別為: pHPb≥9.24,pHCd≥9.95,pHZn≥7.95,如圖4所示.但是其中Zn(OH)2以及Al(OH)3呈現(xiàn)了典型的兩性特征.例如pH5.0～13.0范圍內(nèi),其溶解理論上限值隨著pH值的升高先降低后又增大.理論上限值內(nèi)側(cè)所圍區(qū)域?yàn)槠錃溲趸锍恋韰^(qū)間,外側(cè)為其溶解態(tài)區(qū)間,如圖4所示.因此,Zn達(dá)標(biāo)排放的理論pH值為7.95≤pHZn≤12.24.其中Cd達(dá)標(biāo)排放的pHCd最大,為重金屬去除的關(guān)鍵因子.

然而鋁-電絮凝中滿(mǎn)足Pb、Cd和Zn排放所需的實(shí)際pH值要遠(yuǎn)低于其理論沉淀的pH值.例如理論pH≥9.95能夠使得尾水過(guò)濾液中Pb、Cd和Zn的理論上限值滿(mǎn)足排放要求,而在鋁-電絮凝中實(shí)際pH=8.23時(shí)就已滿(mǎn)足排放要求.其可能原因在于電絮凝發(fā)生析氫反應(yīng)使得其陰極表面附近的pH能達(dá)到10～12[14],要顯著高于整體pH值,使得陰極周邊重金屬離子達(dá)到飽和濃度并以其氫氧化物沉淀析出.

圖4　不同pH值下尾水過(guò)濾液中重金屬理論及實(shí)際殘留量Fig.4　Theoretical and actual residual of heavy metals in filters with different final pH

基于上述pH值對(duì)尾水重金屬殘留量的顯著影響,試圖引入pH值作為實(shí)時(shí)控制的監(jiān)測(cè)因子,建立其對(duì)尾水中鎘殘留量的定量關(guān)系.

2.2比電流對(duì)鋁-電絮凝-氣浮性能的影響

比電流即單位水流量通過(guò)的電流[15].從表1結(jié)果可知,尾水中的重金屬主要以懸浮顆粒物的形式存在.因此,清淤尾水的泥水分離過(guò)程是影響電絮凝效果的關(guān)鍵步驟.而清淤尾水中含有較多的細(xì)小懸浮顆粒物,其本身的絮凝沉降性能較差,如圖5所示,在未投加絮凝劑時(shí)[Q=0(A·s/L)],當(dāng)尾水濁度降到1NTU所需的靜置時(shí)間為250min.

如何提高電絮凝過(guò)程中清淤尾水的固液分離效果?事實(shí)上,電絮凝同時(shí)具有絮凝以及氣浮作用[15],例如Gao等[16]利用其氣浮作用,實(shí)現(xiàn)了電絮凝-氣浮處理含鉻廢水過(guò)程中泥水的快速分離.從圖5中階段I (0≤Q≤540A·s/L)可知,隨著比電流的增加,尾水中鋁絮凝劑的理論釋放量也線(xiàn)性上升,zeta電位逐漸變小且接近于0mV,同時(shí)尾水濁度降到1NTU所需的靜置時(shí)間也逐步縮短至30min.以上結(jié)果表明:鋁絮凝劑能夠通過(guò)電性中和作用使尾水中帶負(fù)電的懸浮顆粒物脫穩(wěn)并聚集成大顆粒[17],改善尾水的絮凝性能.

隨著比電流的繼續(xù)增加(540＜Q≤900A·s/L),鋁絮凝劑也線(xiàn)性增加,期間zeta電位變化幅度不大,系統(tǒng)的絮凝性能未得到進(jìn)一步顯著改善,但是所需的靜置時(shí)間卻急劇縮短至5min.絮凝物的形態(tài)結(jié)構(gòu)分析表明:相比于階段I(圖6a),階段II中的絮凝物與大量的微小的氫氣氣泡發(fā)生了黏附,并融合聚集成大氣泡(圖6b),并在其頂托、裹攜和吸附的綜合作用下,實(shí)現(xiàn)了懸浮物與尾水的快速分離[15-16].但是,隨著比電流的進(jìn)一步增加(900＜Q≤1200A·s/L),所需靜置時(shí)間反而升高,表明系統(tǒng)的絮凝性能變差,如圖5中III階段所示.

綜上所述,通過(guò)優(yōu)化鋁-電絮凝的比電流,實(shí)現(xiàn)電絮凝-氣浮的聯(lián)合作用,快速高效去除清淤尾水中懸浮物以及細(xì)小顆粒物.

圖5　不同比電流下尾水的絮凝-氣浮性能Fig.5　Characters of flocculation and flotation of residual water with various ratio current

圖6　鋁-電絮凝-氣浮中絮凝物Fig.6　Flocculates of Al-ECF (a)420A·s/L; (b)720A·s/L

2.3Al-ECF實(shí)時(shí)控制的RSM優(yōu)化設(shè)計(jì)

表2　響應(yīng)面實(shí)驗(yàn)結(jié)果Table 2　Experimental matrix for natural variables and corresponding experimental response to residual of Cd

以上的研究結(jié)論表明,鋁-電絮凝-氣浮的性能主要受尾水中pH值、懸浮顆粒物濃度、絮凝劑產(chǎn)生量以及靜置時(shí)間的影響.由于尾水的水質(zhì)是波動(dòng)的,若要實(shí)現(xiàn)其實(shí)時(shí)控制,有必要首先篩選易于實(shí)時(shí)監(jiān)控的指標(biāo)[7].因此本研究采用濁度作為懸浮顆粒物濃度的衡量指標(biāo),采用比電流定量描述鋁絮凝劑的產(chǎn)生量.此外,相比于重金屬Pb 和Zn,Cd為尾水過(guò)濾液中重金屬去除的關(guān)鍵因子,選取其作為響應(yīng)值.接下來(lái)借助響應(yīng)面擬合實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)并構(gòu)建實(shí)時(shí)控制響應(yīng)方程,試圖根據(jù)水質(zhì)的即時(shí)變化特征來(lái)實(shí)時(shí)調(diào)控比電流(絮凝劑產(chǎn)生量),實(shí)現(xiàn)尾水重金屬的達(dá)標(biāo)排放及鋁-電絮凝-氣浮性能最優(yōu)化[4].影響尾水重金屬Cd殘留量的CCD實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)[10]及結(jié)果如下表2所示.

2.3.1鋁-電絮凝-氣浮的實(shí)時(shí)控制模型為了提高實(shí)時(shí)控制模型的可操作性,應(yīng)盡量減少其中的非顯著項(xiàng)[10].當(dāng)某影響因素的P≥0.05,表明該因素不顯著,可以考慮剔除[7].方差分析表明:交互項(xiàng)x1x2、x3x4以及二次項(xiàng)x22,x32均不顯著,因此將其從二次擬合模型中剔除.經(jīng)改進(jìn)后的二次模型的方差結(jié)果如表3所示,模型的P＜0.0001表明該模型具有高顯著性,同時(shí)模型的失擬度不顯著(P=0.0864≥0.05),表明該二次擬合模型能夠定量描述各個(gè)影響因素對(duì)尾水中殘留總鎘的影響,可作為鋁-電絮凝-氣浮實(shí)時(shí)控制的控制方程.

表3　響應(yīng)面擬合二次模型方差分析結(jié)果Table 3　ANOVA of response surface quadratic model

此外,模型中的影響因子間還存在顯著的交互作用,其中最為典型的交互項(xiàng)為: x1x4(濁度-比電流)和x2x4(pH-比電流).在一定濁度下,隨著比電流的增加,鋁絮凝劑的產(chǎn)生量也線(xiàn)性增加,同時(shí)改善尾水中細(xì)小顆粒物以及懸浮物的絮凝性能,使得尾水中總鎘的殘留量逐步下降[圖7(a)][13]. 而pH與比電流之間的交互作用如圖7(b)所示,相比于起始pH,比電流對(duì)殘留總鎘的影響更大.由于尾水過(guò)濾液中的Cd2+在堿性環(huán)境中會(huì)生成其氫氧化物的細(xì)小顆粒物[式(1)].隨著比電流的增加,使得細(xì)小顆粒物凝聚成大顆粒,同時(shí)吸附陰極的微小氣泡,借助氣浮作用顯著改善尾水的泥水分離效果,使得殘留鎘的量顯著下降.

圖7　交互項(xiàng)影響:(a)比電流和濁度; (b)起始pH值和比電流Fig.7　Interaction terms analysis: (a) ratio current and turbidity; (b) initial pH and ratio current

根據(jù)CCD實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)數(shù)據(jù)擬合的鋁-電絮凝-氣浮處理清淤尾水的二次模擬方程:

接下來(lái),在確保重金屬達(dá)標(biāo)排放的前提下,構(gòu)建尾水水質(zhì)的即時(shí)變化特征與實(shí)時(shí)調(diào)控鋁絮凝劑的產(chǎn)生量(比電流(x4))的實(shí)時(shí)控制方程:

接下來(lái),通過(guò)運(yùn)行時(shí)間(Tc)實(shí)時(shí)調(diào)控鋁絮凝劑產(chǎn)生量,計(jì)算見(jiàn)式(6)[15,18]:

式中:x4為比電流(A·s/L),i為電流密度(A/m2),A為極板有效面積(m2),V為容器的有效體積(L).

2.4鋁-電絮凝-氣浮的實(shí)時(shí)控制策略

針對(duì)清淤尾水水質(zhì)波動(dòng)特點(diǎn),結(jié)合鋁-電絮凝-氣浮的實(shí)時(shí)控制方程式(5)～(6),提出實(shí)時(shí)控制策略的操作流程圖(圖8).試圖通過(guò)鋁絮凝劑的自動(dòng)原位投加,實(shí)現(xiàn)鋁-電絮凝-氣浮性能的最優(yōu)化,保證清淤尾水水質(zhì)達(dá)標(biāo)排放.其中設(shè)計(jì)的靜置時(shí)間為T(mén)s=10min.

圖8　鋁-電絮凝-氣浮處理尾水的實(shí)時(shí)控制策略Fig.8　Real-time control strategy of Al-ECF process on the residual water treatment

表4　實(shí)時(shí)控制下的鋁-電絮凝-氣浮處理清淤尾水效果Table 4　Residual water treatment by real-time control strategy of Al-ECF

按照?qǐng)D8的實(shí)時(shí)控制策略,處理霞灣港沿線(xiàn)4個(gè)不同清淤段的清淤尾水.首先,實(shí)時(shí)調(diào)節(jié)/監(jiān)測(cè)清淤尾水即時(shí)pH及濁度;然后根據(jù)式(5)～(6)確定比電流及運(yùn)行時(shí)間,實(shí)現(xiàn)鋁-電絮凝-氣浮處理;最后將其靜置后排放.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明(表4):經(jīng)鋁-電絮凝-氣浮處理后的清淤尾水中的重金屬Pb、Cd和Zn均滿(mǎn)足GB8998-1996排放標(biāo)準(zhǔn).

經(jīng)濟(jì)性評(píng)價(jià)分析結(jié)果表明:相比于傳統(tǒng)電絮凝,實(shí)時(shí)控制策略下的電絮凝-氣浮技術(shù)體現(xiàn)了良好的經(jīng)濟(jì)性,其節(jié)省35.8%的材料消耗,減少43.4%的電能消耗以及47.9%的產(chǎn)泥量(圖9).

圖9　傳統(tǒng)電絮凝與實(shí)時(shí)控制下電絮凝的經(jīng)濟(jì)性對(duì)比Fig.9　Economic assessment between with and without real-time control strategy

3　結(jié)論

3.1鋁-電絮凝-氣浮具有中和調(diào)節(jié)pH值的特點(diǎn),適用于pH值波動(dòng)較大的尾水處理. 鋁-電絮凝中滿(mǎn)足鉛、鎘和鋅排放的所需pH要遠(yuǎn)低于其理論沉淀的pH,其中鎘為尾水中重金屬去除的關(guān)鍵因子.

3.2當(dāng)比電流為600～1200A·s/L時(shí),鋁-電絮凝可借助絮凝-氣浮聯(lián)合作用,實(shí)現(xiàn)尾水中懸浮顆粒物的快速去除,同時(shí)濁度降至1NTU所需靜置時(shí)間降至5min.

3.3以濁度和pH值作為監(jiān)測(cè)指標(biāo),靜置時(shí)間作為設(shè)計(jì)參數(shù),通過(guò)剔除非顯著性因子,構(gòu)建了比電流(絮凝劑產(chǎn)生量)與鎘殘留之間的鋁-電絮凝-氣浮實(shí)時(shí)控制響應(yīng)模型.

3.4實(shí)時(shí)控制策略能夠節(jié)省35.8%的材料消耗和43.4%的電能消耗以及降低47.9%的產(chǎn)泥量.

參考文獻(xiàn)：

[1] 王川,楊朝暉,曾光明,等.DTCR協(xié)同水泥固化/穩(wěn)定化重金屬污染底泥的研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(11):2060-2066.

[2] 黃丹蓮,羅湘穎,許飄,等.可用于處理底泥清淤尾水中重金屬的構(gòu)筑物及其施工方法, CN103539266A [P]. 2013-10-31.

[3] 童非,顧雪元.重金屬離子與典型離子型有機(jī)污染物的絡(luò)合效應(yīng)研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(7):1776-1784.

[4] 劉成,邵世光,范成新,等.巢湖重污染匯流灣區(qū)沉積物重金屬污染特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(4):1031-1037.

[5] Yenilmez F, Aksoy A. Comparison of phosphorus reduction alternatives in control of nutrient concentrations in Lake Uluabat: Partial versus full sediment dredging [J]. Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 2013,43(1):1-9.

[6] Chiang Y W, Ghyselbrecht K, Santos R M, et al. Adsorption of multiheavy metals onto water treatment residuals: Sorption capacities and applications [J]. Chem Eng J, 2012,200-202:405-415.

[7] Xu H Y, Yang Z H, Zeng G M, et al. Investigation of pH evolution with Cr (VI) removal in electrocoagulation process: Proposing a real-time control strategy [J]. Chem. Eng. J., 2014,239:132-140.

[8] 鄭志勇,徐海音,宋佩佩,等.電絮凝在水處理中的研究進(jìn)展 [J].現(xiàn)代化工, 2015,35(4):29-32,34.

[9] 虞少嵚,熊道文,陳湘斌,等.周期換向電絮凝法用于處理含鉻廢水研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(1):118-122.

[10] Yang Z H, Xu H Y, Zeng G M, et al. The behavior of dissolution/passivation and the transformation of passive films during electrocoagulation: Influences of initial pH, Cr (VI) concentration, and alternating pulsed current [J]. Electrochim Acta, 2015,153:149-158.

[11] Gustafsson J. Visual MINTEQ version 3.0 [M]. KTH Royal Inst of Technol, Stockholm, Sweden, 2010.

[12] Heidmann I, Calmano W. Removal of Ni, Cu and Cr from a galvanic wastewater in an electrocoagulation system with Fe- and Al-electrodes [J]. Sep. Purif. Technol., 2010,71(3):308-314.

[13] Song P P, Yang Z H, Xu H Y, et al. Investigation of Influencing Factors and Mechanism of Antimony and Arsenic Removal by Electrocoagulation Using Fe–Al Electrodes [J]. Ind. Eng. Chem. Res., 2014,53(33):12911-12919.

[14] Xu H Y, Yang Z H, Luo Y L, et al. A novel approach to sustain Fe0–electrocoagulation for Cr (VI) removal by optimizing chloride ions [J]. Sep. Purif. Technol., 2015,156:200-206.

[15] HJ 2007-2010污水氣浮處理工程技術(shù)規(guī)范 [S].

[16] Gao P, Chen X M, Shen F, et al. Removal of chromium (VI) from wastewater by combined electrocoagulation-electroflotation without a filter [J]. Sep. Purif. Technol., 2005,43(2):117-123.

[17] 譚竹,楊朝暉,徐海音,等.鋁鐵電極聯(lián)用電絮凝法處理Cu-EDTA絡(luò)合廢水 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2014,8(8):3167-3173.

[18] Huang J, Yang Z H, Zeng G M, et al. Influence of composite flocculant of PAC and MBFGA1on residual aluminum species distribution [J]. Chem. Eng. J., 2012,191:269-277.

Treatment of residual water from heavy metals contaminated sediment dredging by electro-coagulation-flotation based on real-time control strategy.

XU Hai-yin1,2, YANG Zhao-hui1,2*, ZENG Guang-ming1,2, LUO Yuan-ling3, HUANG Jing1,2, WANG Li-ke1,2, SONG Pei-pei1,2(1.College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, Hunan University, Changsha 410082, China；3.Changsha Environmental Protection College, Changsha 410004, China). China Envrionmental Science, 2016,36(3)：786～792

Abstract：Residual water from heavy metals contaminated sediment dredging had high concentrations of heavy metals, fluctuant water-quality and poor sedimentation. Electro-coagulation-flotation with aluminium anode (Al-ECF) was applied to treat residual water. First, pH and turbidity were selected as monitoring factors of real-time control. Then, a real-time control response model of ratio current and residual cadmium (Cd) was established by the tools of precipitation simulation and data fitting. Experiment results showed that Al-ECF could neutralize pH and improve separation performance and lead (Pb), Cd and zinc (Zn) of effluent met the discharge standards. Additionally, the real-time control strategy could save 35.8% of anode material and 43.4% of electricity power and reduce 47.9% of sludge production.

Key words：electrocoagulation；flotation；residual water of dredging；real-time control；heavy metals

作者簡(jiǎn)介：徐海音(1986-),男,湖南寧鄉(xiāng)人,湖南大學(xué)博士研究生,主要從事電化學(xué)處理重金屬?gòu)U水研究.發(fā)表論文10余篇.

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51578223、51521006);國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2009ZX07212-001-02)

收稿日期：2015-08-20

中圖分類(lèi)號(hào)：X703

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-6923(2016)03-0786-07