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曝气量及电解质加入量对电解除磷,气量,电解质,加入,对于,电解,除了
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I 题目：曝气量及电解质加入量对电解除磷 系统的影响 曝气量及电解质加入量对电解除磷系统的影响 摘 要 近几年来，随着工农业生产和城市化的发展，大量氮磷排入水体，造成水体富营养化，水体富营养化给工业、农业、水产业和日常生活以及旅游业带来极大的危害。如何减少废水中的磷酸盐排放量，己成为保护水体的重要课题。电解法作为一种高效的污水除磷技术而在多种行业得到广泛应用。然而，此项技术也存在着电耗大、电极消耗快、阳极易钝化等不足。 本论文针对高浓度含磷废水，研究了曝气及电解质加入量对除磷系统的影响。 实验结果表明：（ 1） 加入曝气后，电解除磷效率明显的改善。（ 2） 增加曝气量后，溶液的电导率略有波动，没有明显的增大或减少。（ 3） 加入曝气后，溶液的电解电压略有降低。（ 4） 电解质加入量改变后，当电解质的加入量从 6 g 增加到 9 g 再增加到 12 于初始总磷值相同的污水样品，电解时间没有明显的变化。（ 5） 改变电解质加入量后，溶液的电导率明显增加了。（ 6） 间隙交换电极并加入曝气后，电解除磷效率明显得到了改善。（ 7） 对标准厂的含磷污水样品进行测试发现，加入曝气后，电解除磷时间大大缩短。 关键词 ：曝气；电解；除磷；电化学；电解质；电导率；电压 of a of of of on as as to in an in as a of is in of a of of on (1) of (2) of of is no or 3) is 4) of no of g g 2 g. (5) of of (6) of is of 7) of 录 1 绪论 . 1 述 . 1 磷废水的来源及危害 . 1 磷废水的来源 . 1 磷废水的危害 . 3 内外废水除磷技术简介 . 4 物法除磷技术 . 5 理化学法除磷技术 . 6 工湿地除磷技术 . 7 解法除磷技术 . 7 文研究的主要内容 . 9 2 实验部分 . 10 验仪器及试剂 . 10 验装置和仪器 . 10 验所用试剂的物理性参数见表 示。 . 10 准溶液的配制 . 11 验方法 . 11 气量对溶液除磷系统的影响 . 11 入量对电解过程的影响 . 11 换电极对除磷效率影响 . 12 水样品的处理 . 12 3 实验结果与讨论 . 13 气对电解除磷系统的影响 . 13 气量对电解除磷效率的影响 . 13 气 量对溶液电导率及电压的影响 . 15 解质加入量对电解除磷系统的影响 . 22 解质加入量对电解除磷效率的影响 . 22 解质加入量对溶液电导率的影响 . 23 隙交换电极对除磷系统的协同作用 . 26 水样品的测试 . 28 4 结论 . 29 参考文献 . 31 1 绪 论 1 1 绪 论 述 水是世界上分布最广的资源之一，也是人类与生物体赖以生存和发展必不可少的资源，但世界上可供人类利用的水资源却很少，而且大部分的淡水资源还集中在两极的冰川和深层的地下，与人类生产和生活关系密切的淡水储量仅占总水量的 尽管如此，由于人类活动还使大量污染物排入水体，造成水体污染，水质下降，因此水资源的保护日趋重要。 近几年来，随着我国工农业的发展、人口的增加和快节奏的城镇化进程，人们的总体生活水平得到了提高，同时还伴随着水污染程度的加剧，可用水源数量以及水源质量急剧减少，使得我国水资源形势日趋严峻。水资源的污染来源于工业排放的废水、污水、城镇生活污水以及农业化肥、农药的流失等。据统计，从 1998 年起，我国生活污水排放量已经超过了工业废水的排放量成为水资源污染的主要组成部分，大部分未经处理或未达标的生活污水直接排放，以及农业化肥、农药的低效利用，使大量营养物质随地表径流流入水体到江河湖海中，加剧了水污染的程度。水污染还会 导致一系列的水污染灾害，水源短缺、水质对人类健康造成损害、生态环境遭受严重破坏等 1。其中在水污染中氮、磷污染也越来越引起人们的重视。大量的含氮、磷营养物进入水体，特别是在湖泊、水库、海湾等封闭、流动缓慢的水体中，藻类和水生植物可大量繁殖，通过与其他水生生物的生存竞争，逐渐取得优势并占据其他水生生物的生存空间，同时也使自身种属减少，少数藻类恶性增殖，进而造成水中溶解氧的急剧变化，使鱼类等水生生物因缺氧而死亡 2。 磷废水的来源及危害 磷废水的来源 磷作为动植物生长发育的必需营养元素之 一，不仅是核酸、细胞膜和骨骼的重要成分，更在细胞的各种生命活动中起着重要的作用。除此之外，磷元素还是一种重要的化工原料，广泛应用于人们的衣、食、住、行等各个领域。目前，磷化工产品除了作用于传统工农业如：磷肥、牲畜的饲料添加剂和医药、食品、建筑材料、洗涤剂、冶金、选矿等方面外，更不断向更多产业部门渗透，高纯度及特种功能磷化工产品在尖端科学、国防工业等方面被进一步应用，磷化工已经成为国民经济中的一个重要产业。 2 磷在自然界中有三种存在形态：无机态磷，有机态磷和颗粒态磷。磷酸盐是磷循环中磷的主要存在形式。磷元素不 存在任何气体形式的化合物，是典型的沉积型循环物质。在自然界中，磷元素的循环，开始于岩石圈，磷酸盐类岩石 （ 不溶性磷酸盐 ） 被风化侵蚀及人工开采后，磷被释放，经降水或人类干预后成为可溶性磷酸盐，进入土壤圈和水圈，被动植物吸收利用后，在动植物体内转移。转移过程中，部分动植物的排泄物及其残体经微生物分解，再度被植物利用，回到环境中。其中部分可溶性磷酸盐，随地表径流进入江河湖海，在水生生态系统中，磷被藻类及水生植物吸收，通过食物链逐级传递，最终残体被分解进入循环。进入水体的磷，有一部分可能直接沉积于深水底泥，形成不溶性 有机磷，由于磷没有挥发性，除了人类及鸟类对水生生物的捕捞，没有其他有效途径回到陆地，只能在深海沉淀形成新的地壳，经地质作用再重新进入循环 3。正是由于这个原因，陆地的磷损失越来越大 4。磷素在自然界中经人类干预的迁移转化过程如图 图 循环 水体中磷的来源可分为两大类，即内源性磷源和外源性磷源，其中内源性磷源主要为底泥释放的磷。由于磷化合物的溶解性差，大部分磷化合物进入水体后就转入水体的底泥中。水底的溶解氧较低，在物理、化学和生物的作用下，底泥中的磷化合物可以释放到水体中，形成溶解性的磷， 而导致水体富营养化的发生。对于浅水湖泊，底泥释放磷的问题更加突出。 3 外源性磷源主要包括以下几个方面： （ 1） 生活污水 随着人口的增加，城市化进程的加快及第三产业的发展造成生活污水的排放量逐年增加，未处理或处理不当的生活污水就直接排放至水体中，这样，大量的含磷生活污水排入到环境中，加重了水体营养物质的负荷。在生活污水中，人类的排泄物、合成洗涤剂、食物都含有大量的磷。其中，合成洗涤剂中的磷是水体中磷的主要来源 5。有研究表明 6，湖泊、水库中的磷80%来自于污水排放，而磷的主要来源是家庭洗涤剂的使用，其磷的污染强度占总磷污染负荷的 50%左右。 （ 2） 工业废水 食品加工、化肥生产、皮革、造纸、印染等工业废水中都含有大量的含磷物质，当这些工业废水不加处理或处理不充分时，都将导致大量的磷化合物进入水体，为形成水体富营养化提供了物质来源。 （ 3） 面源性农业污染 在农业生产过程中，人工合成的磷肥及含磷农药的使用量越来越大，但实际上农作物对其的吸收利用率极低。投入土壤的磷肥，80%90%都不能被植物利用，而随雨水、农业灌溉、地表径流等途 径进入河道或水体。在对滇池的污染源调查中显示，磷肥对滇池水体富营养化的贡献率高达 42%7。 （ 4） 常规污水处理厂出水 目前，我国多数的污水处理厂在处理生活污水或工业废水时，污水中含有的可降解有机物经微生物氧化分解后，产生大量的氨氮、硝酸盐、硫酸盐以及磷酸盐。这些物质只有极少部分作为构成微生物细胞的组分留在生物体内，其余大部分随出水排入水体。这使得污水厂的出水，虽然经过常规的二级处理，但磷的去除率很低，出水中依然含有相当数量的磷。 磷废水的危害 随着人们生活水平的提高和对资源需求的增大，对环 境资源的开发利用活动日渐增多，大量含有营养成分的污水流入湖泊等封闭性水域，当水体中总磷浓度高于 0.1 时，浮游植物随磷浓度的增加而线性增长，最终导致水体富营养化。富营养化水体在多方面都被认为是劣质水体，其危害主要表现在以下几个方面： （ 1） 恶化水源水质，增加污水处理难度和成本 供水水源处于富营养化状态时，会影响水厂的正常运行，增加给水处理费用、降低处理效果。富营养化水体在处理过程中因厌氧作用可能产生有毒有害气体，给水处理增加相当的技术难，增大水处理成本，对环境造成恶性循环 8。 （ 2） 破坏水体 生态环境，危害人类健康 使水体富营养化而扰乱其正常的生态平衡，水质透明度下降，溶解氧降低， 高，底质的还原性增强。由于水体中的初级生产者单一化，其它水生生物受到威胁，原有的完整生物链断裂， 4 消费者对生产者的利用率下降，甚至大部分消费者消失，食物链的取食和被取食过程被高度简化，最终导致生态多样性下降；生态稳定性降低；能量流动不平衡；生态系统的群落结构转向逆行演替；生态修复能力下降甚至消失。近年来研究发现，水体富营养化产生的某些藻类，可能分泌、释放对生物有毒性作用物质，接触或误食此类物质，可能会引起消化道炎症 9、皮肤疾病、神经系统损伤等，严重的甚至会导致死亡。 （ 3） 对自然景观造成影响，水体美学价值下降 使水体富营养化而导致水质急剧恶化，水生态环境遭到破坏，造成可利用的水资源量越来越少，严重影响工农业生产的可持续发展。而且水藻的富集增加了水体色度，降低了透明度，并散发出腥臭味，降低了水体在现代城市生态系统中的重要功能，丧失其原有的美学价值 10。同时，恶化的水体质量和感官性状，还会对自然景观造成一定的影响，降低其经济效益 11。 内外废水除磷技术简介 不同的废水，总磷及各种形式的磷含量差别较大。典型的生活污水中总磷含量在 315 （ 以磷计 ） ；在未处理的生活污水中，磷酸盐的分配大致如下：正磷酸盐 5 （ 以磷计 ） ，三聚磷酸盐 3 （ 以磷计 ） ，焦磷酸盐 1 （ 以磷计 ） 以及有机磷 8）和一定的钙离子浓度。 （ 4） 电渗析法 电渗析是一 种膜法分离技术，它利用施加在阴阳膜对之间的电压去除水溶液中的溶解物质。在利用电渗析去除磷时，预处理和离子选择性显得特别重要，在处理时必须对浓度大的废水进行预处理，而高度选择性的防污膜仍在发展中，电渗析除磷只是浓缩磷的一种方法，它自身无法从根本上除去磷 27。 （ 5） 离子交换法 离子交换法 28是利用多孔性的阴离子交换树脂，选择性地吸收去除污水中的磷，反应的一般形式为： l离子交换法去除磷存在着树脂药物易中毒、交换容量低和选择性差等一系列问题，因而这种方法难以得到实际应用。 工湿地除磷技术 人工湿地除磷技术 29对磷的去除是植物吸收、微生物去除及物理化学作用三方面共同作用的结果。人工湿地是对天然湿地净化功能的加强，其原理主要是利用湿地中基质、水生植物和微生物之间的相互作用，综合了化学法、生物法和吸附法的优势对废水中的磷进行处理。按照水在系统中的流动方式不同，一般可分为自由表面流人工湿地、水平潜流人工湿地和垂直流人工湿地。 人工湿地处理污水具有高效率、低投资、低 运转费、低维护、低能耗等优点，但占地面积比较大。 解法除磷技术 电解法是在外电压作用下，利用可溶性阳极产生大量阳离子，对废水进行凝聚沉淀。通常选用铁或铝作为阳极材料。将电极 （ 如铝 ） 置于被处理的水中，然后通以直流电。此时金属阳极发生氧化反应，产生的铝离子在水中水解、聚合。 8 生成一系列多核水解产物而起凝聚作用，其过程和机理与化学混凝法基本相同。同时，在电解槽中阴极上产生的新生态的氢，其还原能力很强，可与废水中的污染物起还原反应，或生成氢气；在阳极上也可能有氧气放出，氢气和氧气以微气泡的形式出现，在水处理 过程中与悬浮颗粒接触可获得良好的粘附性能，从而提高水处理效率。此外，在电流的作用下，废水中的部分有机物可能分解为低分子有机物，还有可能直接被氧化为 2被彻底氧化的有机物部分和水中一些悬浮固体颗粒一起被 H)3凝聚并吸附，在氢气和氧气带动下上浮分离。总之，电解法处理原水和废水是多种过程的协同作用，因此污染物在这共同作用下易被除去。 电解时，金属阳极通过直流电作用溶解并水解成为水中分散杂质的有效絮凝剂，此时，反应器中同时发生着三方面的作用可去除废水中的污染物，包括电解凝聚、电解气 浮、电解氧化还原。 （ 1） 电解凝聚 可溶性阳极产生的阳离子经过水解、聚合作用，可以产生一系列多核羟基络合物及氢氧化物，这些物质作为絮凝剂就可对水中污染悬浮物及胶体进行絮凝作用。 （ 2） 电解气浮 水在电解时产生少量的 2微气泡，这些气泡有一定的吸附能力和浮载能力，可以吸附水中产生的污染物絮凝团并浮升到水面，从而达到固液分离的效果。 （ 3） 电解氧化还原 电解过程中产生的 些物质还可被氧化成 2分子有机物通过絮凝和气浮能够得到很好的去除。由于电絮凝的多种协同作用，使其能降解的污染物种类多、效率高，因而被广泛采用。 在电解过程中，铁、铝是最常用的阳极材料。若以铝作为电极时，阳极在外加电场的作用下电解生成 水中很易生成 H)3，并聚合成胶体H)3n，通过吸附、离子交换等作用去除水中的污染物，反应式如下 30 阳极： l 3+ 3 （ 1） 阴极： 2 2+2 （ 2） 溶液中的反应： 3l(3+3H+ （ 3） H)3Al n(n （ 4） 3l(3 （ 5） （ 6） 9 当水中有溶解氧时： 4H+ + 42H 2O （ 酸性溶液 ） （ 7） 2 44 （ 碱性及中性溶液 ） （ 8） 在铝阳极溶解的主反应进行的同时，还发生如下副反应 31： 2l 2 （ 9） 电解法综合了电絮凝、沉淀和气浮多种作用。较之生物法，电解法具有去除率高、选择性强、水力停留时间短等优点；与常规化学沉淀法相比。电场作用和气浮作用强化了污水中颗粒物混凝效率。出水总溶解性固体 （ 较少，同时电解工艺维护较化学沉淀法简单，污泥含水率较低，污泥利用前景较好。由此，近年来采用电解工艺针对不同类型废水进行处理的研究和应用日益广泛，基本包括：纺织废水 32、含油废水 33、食品废水 34以及印染废水等。通过电解对污水中的磷进行去除和回收是近年来国内外关注的热点之一。 35考察了 100 L 的含磷废水电解过程中的电流密度和 得到最佳运行条件。李舒渊 36等在生活污水电解试验中优化了极板间距、通电时间和电流密度等运行参数。 7等开展了针对电解除磷过程中能耗问题的研究。冯爽 38等针对城市污水处理厂二级出水 （ 磷质量浓度为 3 L）进行的电解除磷试验结果表明，曝气可提高 10左右的磷去除率。黄峻等 39针对城市污水处理厂二级出水进行的内电解深度处理试 验结果表明，曝气产生的溶解氧降低了阳极表面的浓差极化作用。 文研究的主要内容 电解法处理含磷废水，不需要添加任何化学药剂，设备体积小，占地面积少，操作简单灵活，产生的污泥量少，后续处理简单，在多种行业应用及其广泛。但此项技术存在着电耗大、电极消耗快、阳极易钝化等不足 40。 本论文通过改变曝气量及电解质加入量，研究了上述两种因素对双铝电极电解除磷系统的影响。 （ 1） 在极板间距为 10.0 7、极板浸入面积为 .0 解电流为 下，研究曝气量对除磷系统的影响。 （ 2） 在极板间距为 10.0 7、极板浸入面积为 解电流为 下，研究电解质加入量对除磷系统的影响。 （ 3） 在极板间距为 10.0 7、极板浸入面积为 解电流为 下，研究曝气协同间隙交换电极对除磷效率的影响。 （ 4） 在由改变曝气量对除磷系统影响的数据得出的最佳曝气量为 ，对标准厂含磷污水进行测试。 10 2 实验部分 验仪器及试剂 验装置和仪器 电解除磷装置见图 解反应电解槽为玻璃制备而成，其尺寸为直径20.0 为 圆柱形；阳极和阴极均为 8.0 .0 铝电极板，电极板在溶液中的有效面积为 8.0 .0 .1 验所用的仪器的规格及基本参数见表 表 器的规格及基本参数 实验仪 型号 生产厂家 低速台式离心机 800B 型 上海安亭科学仪器厂（飞鸽牌） 恒温磁力加热搅拌机 85 江苏天由有限公司常州国华电器有限公司 直流稳压电源 京市时代嘉业电子仪器商贸中心 电导率仪 杭州雷磁分析仪器厂 气体流量计 子流量计 常州市可德热工仪表有限公司 日生交直流两用气泵 东日生集团有限公司 总磷快速测定仪 大利哈纳 实验所用试剂的物理性参数见表 示。 表 验中所用试剂列表 试剂名称 规格 生产厂家 磷酸二氢钾（ 分析纯 兰州连化环保科技有限公司 去离子水 实验室自制 氯化钠 分析纯 天津市致远化学试剂有限公司 11 图 解除磷装置 准溶液的配制 用电子天平称取 104.8 燥的磷酸二氢钾（ 用少量（ 100.0 离子水溶解后移至 2000.0 量瓶中，再用去离子水稀释至标线，混匀即可。该溶液的总磷理论值约为 12.0 。 验方法 气量对溶液除磷系统的影响 实验中，取配制好的标准磷酸二氢钾（ 液 。用铝片分别作为阴阳极，固定极板间距为 10.0 极板的浸入面积为 .0 节溶液初始 定电解电流为 溶液中加入 6.0 g 解质），并用气泵向初始总磷值约为 12.0 的溶液中分别鼓入不同空气量进行实验。电解开始后：（ 1） 每隔 5.0 溶液进行取样，离心后测定上层清液总磷含量；（ 2） 每隔 2.0 录溶液电导率及电压的变化情况。当溶液总磷值（ 到城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准 （ P，停止实验。 入量对电解过程的影响 实验中，取配制好的标准磷酸二氢钾（ 液 。用铝片分别作为阴阳极，固定极板间距为 10.0 极板的浸入面积为 .0 节溶液初始 定电解电流为 。并用气泵向初始总磷值约为 12 的溶液中鼓入 ，改变氯化钠的加入量 （ 6 g、 9 g、 12 g） 。电解开始后，每隔 2.0 录溶液总磷值及电导率。当总磷值（ 到城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P，停止实验。 换电极对除磷效率影响 实验中，取配制好的标准磷酸二氢钾（ 液 。用铝片分别作为阴阳极，固定极板间距为 10.0 极板的浸入面积为 .0 节溶液初始 定电解电 流为 ，向溶液中加入 6.0 g 电解质 ） 。并用气泵向初始总磷值约为 12.0 的溶液中鼓入 。电解开始后，每隔 2 分钟交换一次阴阳极，并对溶液进行取样，离心后测定上层清液总磷含量。当溶液总磷值（ 到符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P，停止实验。 水样品的处理 取废水样品溶液 。用铝片分别作为阴阳极，固定极板间距为 10.0 极板的浸入面积为 .0 定电解电流为 ，向溶液中加入 3.0 g 电解质 ） 。并用气泵向初始总磷值约为 15.0 的样品溶液中鼓入 ，电解开始后，每隔 2 溶液进行取样，离心后测定上层清液总磷含量。当溶液总磷值（ 到城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P，停止实验。2 实验部分 13 3 实验结果与讨论 气对电解除磷系统的影响 气量对电解除磷效率的影响 实验中，用气 泵向初始总磷值约为 12.0 的电解槽中鼓入空气，控制气流量分别为 、 、 、 、 、 、 ，电解开始后，每隔 5.0 溶液进行总磷值（ 定。 （ 1）不加曝气时，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 加曝气时，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 5 10 15 20 25 30 35 溶液中的总磷（ ） 表 的数据可以看出：当初始总磷值为 11.9 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。当电解时间达到在 35 ，溶液总磷值减小至 0.2 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P （ 2）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 5 10 15 20 25 30 35 溶液中的总磷（ ） 从表 的数据可以看出：当初始总磷值为 11.8 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。当电解时间约为 20 ，溶液总磷值达到 0.0 。此时，溶液总磷符合国家排放一级标准中的 a 标准（ P （ 3）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 2 4 6 8 10 12 14 溶液中的总磷（ ） 从表 的数据可以看出：当初始总磷值为 12.7 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。电解时间约为 10 ，溶液总磷值达到 0.1 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准 14 （ 级标准中的 a 标准（ P （ 4）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 2 4 6 8 10 12 14 溶液中的总磷（ ） 表 的数据可以看出：当初始总磷值为 12.9 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。电解时间约为 14 ，溶液总磷值达到 0.1 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P （ 5）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 2 4 6 8 10 12 14 溶液中的总磷（ ） 表 的数据可以看出：当初始总磷值为 12.5 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。电解时间约为 14 ，溶液总磷值达到 0.1 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P （ 6）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，总磷随电解时间变化 电解时间（ 0 2 4 6 8 10 12 14 溶液中的总磷（ ） 表 的数据可以看出：当初始总磷值为 12.2 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。电解时间约为 14 ，溶液总磷值达到 0.1 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P （ 7）在曝气量为 ，溶液总磷随电解时间的变化见表 表 曝气量为 ，随时间的不同的总磷值变化 电解时间（ 0 2 4 6 8 10 12 14 溶液中的总磷（ ） 从表 的数据可以看出：当初始总磷值为 12.7 时，随着时间的不断增加，电解槽中溶液的总磷值逐渐减小。电解时间约为 10 ，溶液总磷 15 值达到 0.2 。此时，溶液总磷符合城镇污水处理厂污染物排放标准（ 级标准中的 a 标准（ P 以时间为横坐标，磷含量为纵坐标将表 数据整理并作图，得到在不同曝气量下，溶液总磷情况对比（见图 图 气量对除磷效率的影响 从图 的曲线可以看出：不加曝气时，电解 35 ，溶液总磷值 11.9 降至 0.2 。加入曝气后，电解时间大大缩短。当曝气量为 ，只需 20 液总磷值从 11.8 降至 0.0 ；增加曝气量至 、 1.7 、 2.2 、 2.7 时，溶液总磷值从初始值约为 12 降至 0.5 以下，需要的时间都在 12 继续增加曝气量至 3.2 时，电解达到国家一级 a 的排放标准的时间约 10 由以上实验数据可知：增加曝气与未曝气的情况相比，电解时间有了显著提高。这主要有 2个原因：一是曝气条件下，阳极溶出的 快与 是曝气使反应体系处于强烈的湍流状态，增大了离子间的碰撞几率。有利于提高除磷速度，减少反应时间。因此，曝气量宜控制在 ，具体可根据实际废水处理时的曝气效率和运行成本进行适当调整。 气量对溶液电导率及电压的影响 实验中，用气泵向初始总磷值约为 12.0 的电解槽中鼓入空气，控制气流量分别为 0 L/ 、 、 、 、 、，电解开始后，每隔 2 （ 1）不加曝气时，溶液电导率及电压随时间的变化见表 0 5 10 15 20 25 30 35 4002
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