DesalinationComparative study of di

Desalination
Comparative study of different electrochemical methods for petroleum refinery wastewater treatment
Highlights
•Different electrochemical methods were used to treat petroleum refinery wastewater.
•Fe and air were introduced separately or simultaneously into a traditional reactor.
•The generated H2O2 and the residual Cl− was measured after the wastewater treatment.
•UV spectrum and GC–MS were used to analyze the water quality.
•The possible mechanism was GDEs, three-dimensional electrodes and Fenton reaction.
Abstract
In this study, petroleum refinery wastewater was treated by different electrochemical processes when Fe particle and air were introduced separately or simultaneously into a traditional two-dimensional reactor. The effects of Fe particle and air on the electrochemical processes were investigated, and the possible reaction mechanisms of these processes were discussed by comparing the results of COD removal and instantaneous current efficiency. The experimental results showed that the effluent with a satisfactory COD removal efficiency (89.91%) and NH3-N removal efficiency (99.47%) was obtained when the initial pH was 3, and fine Fe particle and air were introduced simultaneously. This result can also be supported by the analysis of UV spectrum and GC–MS. All of these results suggested that the electrochemical system with Fe particle, air and pH = 3 was an effective approach for petroleum refinery wastewater treatment due to the cooperative action of efficient GDEs, three-dimensional electrodes and the normal Fenton reaction.

Keywords
Electrochemical process; Fe particle; Air; Refinery wastewater; COD removal
1. Introduction
A large amount of water is used in refinery processes, especially during distillation, hydro-treating, desalination and system water cooling, which means that wastewater from a petroleum refinery is typically characteristic of heavy pollution subsequently running into rivers [1]. It is generally regarded that a light fraction of aliphatic, aromatic petroleum hydrocarbons, ammonia and halogenated organic substances, which are the most important contaminants contribute to high chemical oxygen demand (COD) and ammonia nitrogen (NH3-N) value [2]. The traditional treatments of refinery wastewater are based on mechanical and physicochemical methods such as oil–water separation and coagulation followed by biological treatment. Several solutions have been proposed in this regard, including the use of chemical coagulation [3] and [4], biodegradation [5] and [6], wet oxidation [7], ozone treatment [8], membrane bioreactor [9] and ceramic membrane filtration [10]. However, these techniques were not suitable to treat heavily contaminated water with chemical oxygen demand (COD) concentration over 4000 mg L− 1. So there is an urgent need to develop advanced techniques to remove nonbiodegradable organic substances from petroleum refinery wastewater.Electrochemical technology has been attracting great attention for treatment of wastewater, as reported in several books and reviews [11], [12], [13], [14] and [15]. It offers many distinctive advantages such as versatility, high energy efficiency, safety, amenability of automation, and cost effectiveness because the main reagent is the electron [16]. However, traditional electrochemical methods such as electrocoagulation, electroflotation, electroflocculation, electrochemical reduction and electrochlorination can only partially remove persistent organic pollutants (POPs) and/or produce undesirable and harmful byproducts [16]. Furthermore, the Fenton method is the most popular chemical advanced oxidation process (AOPs) and has also been successfully used to degrade organic molecules from wastewater over the past decade [16]. In a conventional Fenton process, a combination of Fe2 + and H2O2 (Fenton's reagent) under acidic milieu can generate very highly reactive hydroxyl radicals (radical dotOH), the second strongest oxidizing agent after fluorine, which then react with target organic contaminants leading to the mineralization of some organic compounds through conversion into CO2, H2O and inorganic ions. The electro-Fenton (EF) process is an indirect electrochemical process based on Fenton's reaction chemistry while Fenton's reagent is partially or completely generated from electrode reactions. Generally, H2O2 is generated at the cathode with O2 or air feeding, and Fe2 + is generated when an iron elementary substance exists in acidic solution. Nevertheless, introducing iron particles and air simultaneously into the electrochemical process has never been reported apart from our group [17].
In this work, in order to verify the effect of Fe particles and air on removing pollutants from refinery wastewater through the electrochemical process, iron particles and air were introduced separately or simultaneously into a traditional two-dimensional reactor to constitute different electrochemical systems for petroleum refinery wastewater remediation, and different electrochemical methods were compared, the possible reaction mechanism in treatment process was also proposed based on the analysis of COD, instantaneous current efficiency (ICE), UV spectrum, GC–MS, and the concentration of NH3-N, the residual Cl− and the generated H2O2 after
2. Materials and methods
2.1. Characteristics of refinery wastewater
The refinery wastewater was provided by the Yulin refinery plant located in Shaanxi province of China. The characteristics of wastewater as determined by the supplier are listed in Table 1. Here, the high conductivity resulting from many inorganic salts in the wastewater would promote the electrochemical process.he wastewater treatment.
2.2. Experimental procedure and set-up
The wastewater was treated by different electrochemical methods, and the scheme of the electrochemical apparatus is shown in Fig. 1. All experimental studies were accomplished at ambient temperature with 300 mL of wastewater, porous graphite plates (60 mm × 110 mm × 2 mm) were employed as anode and cathode, which were positioned vertically and parallel to each other. The direct-current voltage was supplied by a DC power source (Type 3240.2, Statron, Germany), and sodium sulfate (Na2SO4) had been selected as electrolyte, Fe particles or/and air were also introduced into the direct electrochemical process (EC), respectively. The different electrochemical methods and conditions are shown in Table 2, and concentrated H2SO4 solution was used to adjust the pH of wastewater to about 3 in the last electrochemical process, which is the optimum pH of the Fenton process according to the literature [16] and [18]. During the experiment, aliquots of the processed solution were periodically extracted from the reaction system by airtight syringes, filtered and analyzed in time since the current occurred. All of the chemical reagents used in this work were of analytical grade without further purification. Fe particles and H2SO4 were obtained from Xi'an Reagent Co., China, and all the other reagents were purchased from Tianjin Reagent Co., China.
2.3. Analytical methods
The COD and NH3-N of the samples were chosen as index to evaluate the effect of electrochemical treatment, with data reported as the average of three trials. The COD value was measured with 5B-3(c) COD tester (Lianhua, China), and the concentration of NH3-N was measured by the colorimetric method with Nessler's reagent. The initial pH (pH meter-290, Thermo-Orion, USA), UV–vis spectrum (UV-160, SHIMADZU, Japan) and the gas chromatography–mass spectrometry (GC/MS-QP2010, SHIMADZU, Japan) of the samples were also detected. The instantaneous current efficiency (ICE) can be used to calculate the apparent Faradic efficiency of COD removal by using the following formula [19], [20] and [21
This is an average value calculated from the values of the COD, where (COD)t and (COD)t + Δt are the COD values (gO2•dm− 3) at t and t + Δt (s), respectively, I is the current intensity (A), F is the Faraday constant (96487C mol− 1), V is the electrolyte solution volume (L), the constant 8 is the oxygen equivalent mass (g eq.− 1).

The residual Cl− and the generated H2O2 after the wastewater treatment was also measured by silver nitrate titration and iodimetry, respectively [22] and [23]. The determination of H2O2 was completed in blank solution to avoid affecting the result because H2O2 could be consumed and generated simultaneously in the wastewater treatment process.
3. Results and discussion
3.1. Effect of electrochemical treatment on COD variation
Variations of COD values with respect to time in different electrochemical methods have been investigated and the results are shown in Fig. 2. As can be seen, the highest COD removal efficiency was attained for EC + Fe + Air + pH 3 method in comparison with that of other methods, which
indicated that the combination of Fe particles, air and adjusting the pH have been efficient for the treatment of wastewater.
In the direct electrochemical process (EC), COD value of the wastewater decreased from 4753 mg L− 1 to 2040 mg L− 1 after 60 min treatment, which decreased radically after the first 20 min, and then changed slightly. The reason is that a small amount of Cl− in the wastewater can be oxidized and form some strong oxidants, such as chlorine and hypochlorite ion (Eqs. (2), (3) and (4)), which can oxidize and decompose some organic compounds resulting in the COD decrease [17]. The test results showed that Cl− in the wastewater has been exhausted from 4633 mg L− 1 to 1268 mg L− 1 and 1093 mg L− 1after 20 min and 60 min, respectively. Moreover, although the COD dropped slowly in the last 40 min, the COD value had still been declining, and 57.08% of COD removal was obtained after 60 min treatment, this means that the main role in this process has to rely on the action of electrodes.
When Fe particles were induced in the electrochemical process (EC + Fe), the COD value re

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

Desalinationศึกษาเปรียบเทียบวิธีไฟฟ้าเคมีสำหรับบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียมไฮไลท์•Different วิธีไฟฟ้าเคมีที่ใช้บำบัดน้ำโรงกลั่นปิโตรเลียม•Fe และอากาศได้แนะนำไปพร้อมกัน หรือแยกกันเป็นเครื่องปฏิกรณ์แบบดั้งเดิม•The สร้าง H2O2 และ Cl− เหลือที่วัดหลังจากการบำบัดน้ำเสีย•UV สเปกตรัมและ GC – MS ถูกใช้ในการวิเคราะห์คุณภาพน้ำ•The กลไกได้ถูก GDEs หุงตสามมิติ และปฏิกิริยา Fentonบทคัดย่อในการศึกษานี้ น้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียมถูกถือว่าตามกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันเมื่ออนุภาค Fe และอากาศได้แนะนำไปพร้อมกัน หรือแยกกันเป็นเครื่องปฏิกรณ์แบบสองมิติแบบดั้งเดิม มีการตรวจสอบผลกระทบของอนุภาค Fe และอากาศในกระบวนการทางเคมีไฟฟ้า และกลไกปฏิกิริยาที่เป็นไปได้ของกระบวนการเหล่านี้ถูกอธิบาย โดยการเปรียบเทียบผลการกำจัด COD และปัจจุบันกำลังมีประสิทธิภาพ ผลการทดลองพบว่า น้ำ มีประสิทธิภาพการกำจัด COD น่าพอใจ (ร้อยละ 89.91) และประสิทธิภาพการกำจัด NH3 N (99.47%) ได้รับเมื่อ pH เริ่มต้น 3 และอนุภาค Fe ดีและอากาศได้แนะนำกัน ผลนี้สามารถยังได้รับการสนับสนุน โดยการวิเคราะห์สเปกตรัม UV และ GC – MS ผลเหล่านี้ทั้งหมดที่แนะนำระบบไฟฟ้า ด้วย Fe อนุภาค อากาศ และค่า pH = 3 เป็นวิธีมีประสิทธิภาพสำหรับบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียมเนื่องจากการดำเนินการสหกรณ์มีประสิทธิภาพ GDEs หุงตสามมิติ และปฏิกิริยา Fenton ปกติคำสำคัญกระบวนการทางเคมีไฟฟ้า Fe อนุภาค อากาศ โรงกลั่นน้ำ กำจัด COD1. บทนำมีใช้น้ำจำนวนมากในกระบวนการกลั่น โดยเฉพาะอย่างยิ่งในระหว่างการกลั่น รักษาไฮโดร desalination และระบบน้ำระบายความร้อน ซึ่งหมายความ ว่า น้ำเสียจากการปิโตรเลียม โรงกลั่นเป็นลักษณะโดยทั่วไปของมลพิษหนักทำงานมาเป็นแม่น้ำ [1] นั้นโดยทั่วไปจะถือว่าเศษแสงของสารไฮโดรคาร์บอนปิโตรเลียม aliphatic หอม แอมโมเนีย และฮาโลเจนอินทรีย์ สาร สารปนเปื้อนสำคัญที่นำไปสู่เคมีออกซิเจนความต้องการสูง (COD) และค่าแอมโมเนียไนโตรเจน (NH3-N) [2] การรักษาแบบดั้งเดิมของโรงกลั่นน้ำขึ้นอยู่กับวิธีการเครื่องจักรกล และ physicochemical แยกน้ำมัน – น้ำและแข็งตัวของเลือดตาม ด้วยการบำบัดทางชีวภาพ แก้ไขปัญหาต่าง ๆ ได้รับการเสนอในการนี้ รวมทั้งการใช้สารเคมีเฟน [3] และ [4], biodegradation [5] และ [6], เปียกออกซิเดชัน [7], โอโซนบำบัด [8], เมมเบรน bioreactor [9] และกรองเมมเบรนเซรามิก [10] อย่างไรก็ตาม เทคนิคเหล่านี้ไม่เหมาะในการรักษาน้ำต้องการออกซิเจนทางเคมี (COD) เข้มข้นกว่า 4000 มิลลิกรัม L− 1 ปนเปื้อนมากขึ้น จึง มีความจำเป็นเร่งด่วนเพื่อพัฒนาเทคนิคขั้นสูงการลบ nonbiodegradable สารอินทรีย์จากน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียมเทคโนโลยีไฟฟ้าดึงดูดความสนใจดีสำหรับบำบัดน้ำเสีย ในหลายหนังสือและความคิดเห็น [11], [12], [13], [14] [15] และ มันมีข้อดีที่โดดเด่นมากมายที่คล่องตัว ประสิทธิภาพการใช้พลังงานสูง ความปลอดภัย amenability อัตโนมัติ และต้นทุนประสิทธิผลเนื่องจากรีเอเจนต์หลัก อิเล็กตรอน [16] อย่างไรก็ตาม วิธีไฟฟ้าแบบดั้งเดิมเช่น electrocoagulation, electroflotation, electroflocculation ลดไฟฟ้า และ electrochlorination สามารถเพียงบางส่วนเอาแบบสารมลพิษอินทรีย์ (POPs) และ/หรือผลิตผลพลอยได้เป็นอันตราย และไม่พึงปรารถนา [16] นอกจากนี้ วิธี Fenton เป็นกระบวนการออกซิเดชันขั้นสูงเคมีนิยม (AOPs) และยังถูกเรียบร้อยใช้การย่อยสลายโมเลกุลอินทรีย์จากน้ำเสียกว่าทศวรรษ [16] ในกระบวนการ Fenton ธรรมดา การรวมกันของ Fe2 + H2O2 และ (รีเอเจนต์ของ Fenton) ภายใต้ฤทธิ์กรดสามารถสร้างอนุมูลไฮดรอกซิลปฏิกิริยาอย่างมาก (รุนแรง dotOH), สองตัวเติมออกซิเจนแข็งแกร่งหลังจากฟลูออรีน ซึ่งตอบสนองกับเป้าหมายสารปนเปื้อนอินทรีย์นำการ mineralization ของสารอินทรีย์บางอย่างผ่านแปลงเป็น CO2, H2O และอนินทรีย์กันแล้ว การจี้-Fenton (EF) ทางอ้อมไฟฟ้ากระบวนการตามเคมีปฏิกิริยา Fenton ของรีเอเจนต์ของ Fenton เป็นบางส่วน หรือทั้งหมดสร้างขึ้นจากปฏิกิริยาอิเล็กโทรดได้ ทั่วไป H2O2 สร้างขึ้นที่แคโทด กับ O2 หรืออากาศอาหาร Fe2 + จะสร้างขึ้นเมื่อมีเหล็กระดับประถมศึกษาสารที่มีอยู่ในโซลูชันเปรี้ยว อย่างไรก็ตาม แนะนำอนุภาคเหล็กและอากาศพร้อมกันในกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าไม่ได้รายงานจากกลุ่มของเรา [17] ในงานนี้ เพื่อตรวจสอบผลของอนุภาค Fe และอากาศเอาสารมลพิษออกจากน้ำเสียโรงกลั่นผ่านกระบวนการทางเคมีไฟฟ้า อนุภาคเหล็กและอากาศได้แนะนำไปพร้อมกัน หรือแยกต่างหากในเครื่องปฏิกรณ์สองแบบดั้งเดิมจะเป็นระบบไฟฟ้าต่าง ๆ เพื่อบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียม และมีการเปรียบเทียบวิธีไฟฟ้า กลไกปฏิกิริยาได้ในกระบวนการบำบัดได้เสนอตามการวิเคราะห์ CODกำลังปัจจุบันประสิทธิภาพ (ICE), UV สเปกตรัม GC – MS และความเข้มข้น ของ NH3 N, Cl− เหลือ H2O2 สร้างขึ้นหลังจาก 2. วัสดุและวิธีการ2.1. ลักษณะของน้ำเสียโรงกลั่นน้ำกลั่นได้รับจากโรงกลั่นยูลินที่ตั้งอยู่ในมณฑลมณฑลส่านซีของจีน ลักษณะของน้ำเสียตามที่กำหนดไว้ โดยผู้ผลิตที่อยู่ในตารางที่ 1 ที่นี่ นำสูงที่เกิดจากเกลืออนินทรีย์ต่าง ๆ ในน้ำเสียจะส่งเสริม process.he ไฟฟ้าเคมีบำบัด2.2 การขั้นตอนที่ทดลองและติดตั้งน้ำเสียได้รับ โดยวิธีไฟฟ้าเคมี และแสดงโครงร่างของเครื่องมือไฟฟ้าใน Fig. 1 การศึกษาทดลองทั้งหมดได้สำเร็จที่อุณหภูมิกับ 300 mL ของน้ำเสีย แผ่นแกรไฟต์ porous (60 มม. × 110 มม.× 2 mm) ถูกว่าจ้างเป็นแอโนดและแคโทด ซึ่งถูกวางในแนวตั้ง และแบบขนานกัน แรงดันไฟฟ้ากระแสตรงถูกกำหนดตามแหล่งไฟฟ้า DC (ชนิด 3240.2, Statron เยอรมนี), และโซเดียมซัลเฟต (Na2SO4) ได้รับเลือกเป็นอิเล็กโทร Fe อนุภาค หรือ / และอากาศก็ยังนำเข้าสู่กระบวนการทางเคมีไฟฟ้าโดยตรง (EC), ตามลำดับ วิธีทางเคมีไฟฟ้าและเงื่อนไขจะแสดงในตารางที่ 2 และโซลูชันกำมะถันเข้มข้นถูกใช้เพื่อปรับ pH ของน้ำเสียไปประมาณ 3 ในสุดท้ายไฟฟ้ากระบวนการ ซึ่งเป็น pH ที่เหมาะสมของกระบวนการ Fenton ตามวรรณคดี [16] และ [18] ในระหว่างการทดลอง aliquots โซลูชันประมวลผลได้เป็นระยะ ๆ สกัดจากระบบปฏิกิริยา โดยเข็มฉีดยาแบบสุญญากาศ กรอง และวิเคราะห์เวลาเนื่องจากปัจจุบันเกิดขึ้น Reagents เคมีที่ใช้ในงานนี้ทั้งหมดได้เกรดวิเคราะห์โดยฟอกเพิ่มเติม อนุภาค Fe และกำมะถันได้รับมาจาก บริษัทรีเอเจนต์ซีอาน จีน และทั้งหมดอื่น ๆ reagents ซื้อจาก บริษัทรีเอเจนต์เทียนจิน จีน2.3 การวิเคราะห์วิธีCOD และ NH3-N ตัวอย่างถูกเลือกเป็นดัชนีในการประเมินผลของการรักษาทางเคมีไฟฟ้า ข้อมูลรายงานเป็นค่าเฉลี่ยของการทดลองที่ 3 ค่า COD ที่วัด ด้วยเครื่องวัด COD 5B-3(c) (Lianhua จีน), และความเข้มข้นของ NH3 N ถูกวัด โดยวิธีการเทียบเคียงกับรีเอเจนต์ของ Nessler เริ่มต้น pH (pH มิเตอร์-290 เทอร์โมกลุ่มดาวนายพราน สหรัฐอเมริกา), UV – vis สเปกตรัม (UV-160, SHIMADZU ญี่ปุ่น) และ chromatography ก๊าซ – มวล spectrometry (GC/MS-QP2010, SHIMADZU ญี่ปุ่น) ของตัวอย่างยังพบ ประสิทธิภาพปัจจุบันกำลัง (ICE) สามารถใช้ในการคำนวณประสิทธิภาพการกำจัด COD Faradic ชัดเจน โดยใช้สูตรต่อไป [19], [20] และ [21เป็นค่าเฉลี่ยที่คำนวณจากค่า COD ที่มีค่า COD ของ t (COD) และ t (COD) + Δt (gO2•dm− 3) ที่ t และ t + Δt (s), ตามลำดับ ฉันมีความเข้มปัจจุบัน (A), F เป็นค่าคงฟาราเดย์ (96487C mol− 1), V คือ ปริมาตรโซลูชันของอิเล็กโทร (L) ค่าคง 8 คือ ออกซิเจนเท่ากับมวล (g eq.− 1)Cl− เหลือและ H2O2 สร้างขึ้นหลังจากการบำบัดน้ำเสียถูกวัด ด้วยการไทเทรตซิลเวอร์ไนเตรตและ iodimetry ตามลำดับ [22] [23] และ เสร็จเรื่องของ H2O2 ในโซลูชันเปล่าเพื่อหลีกเลี่ยงผลกระทบต่อผลลัพธ์เนื่องจาก H2O2 สามารถใช้ และสร้างพร้อมกันในกระบวนการบำบัดน้ำเสีย3. ผลลัพธ์ และสนทนา3.1. ผลของการบำบัด COD ปรับไฟฟ้ามีการตรวจสอบความแตกต่างของค่า COD กับการเวลาในวิธีทางเคมีไฟฟ้า และแสดงผลใน Fig. 2 สามารถมองเห็น ประสิทธิภาพการกำจัด COD สูงสุดได้บรรลุ EC + Fe +อากาศ + pH 3 วิธีเมื่อเปรียบเทียบกับวิธีอื่น ๆ ที่ซึ่ง ระบุว่า Fe อนุภาค อากาศ และปรับ pH ได้มีประสิทธิภาพในการบำบัดน้ำเสียในตรงไฟฟ้ากระบวนการ (EC), ค่า COD ของน้ำเสียลดลงจาก L− 1 มิลลิกรัม 4753 ถึง 2040 มิลลิกรัม L− 1 หลังการรักษา 60 นาทีซึ่งลดลงหลังจาก 20 นาทีแรกก็ และจากนั้น เปลี่ยนแปลงเล็กน้อย เหตุผลคือ จำนวน Cl− ในน้ำเสียสามารถออกซิไดซ์ และฟอร์มบางอนุมูลอิสระแข็งแรง เช่นไอออนคลอรีนและไฮโป (Eqs (2), (3) และ (4)), ซึ่งสามารถออกซิไดซ์ และสารอินทรีย์บางอย่างที่เกิดขึ้นในการลด COD [17] เปื่อยได้ ผลการทดสอบพบว่า Cl− ในน้ำเสียที่ได้หมดจาก 4633 มิลลิกรัม L− mg 1-1268 1after L− L− 1 และ 1093 mg 20 นาทีและ 60 นาที ตามลำดับ ยิ่งไปกว่านั้น แม้ว่า COD จะลดลงอย่างช้า ๆ ใน 40 นาทีสุดท้าย ยังมีการลด ลงค่า COD และ 57.08% กำจัด COD ได้รับหลังจาก 60 นาทีรักษา ซึ่งหมายความ ว่า บทบาทหลักในกระบวนการนี้มีการพึ่งพาการหุงตดำเนินการเมื่ออนุภาค Fe นำไฟฟ้ากระบวนการ (EC + Fe), COD ค่าอีกครั้ง

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

Desalination
การศึกษาเปรียบเทียบวิธีการทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันสำหรับการบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียม
ไฮไลท์
•วิธีการไฟฟ้าที่แตกต่างกันถูกนำมาใช้ในการบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นปิโตรเลียม.
•เฟและอากาศที่ถูกนำมาแยกกันหรือพร้อมกันลงในเครื่องปฏิกรณ์แบบดั้งเดิม.
• H2O2 สร้างขึ้นและที่เหลือ Cl- วัด หลังจากการบำบัดน้ำเสีย.
•สเปกตรัมรังสียูวีและ GC-MS ถูกนำมาใช้ในการวิเคราะห์คุณภาพน้ำ.
•กลไกที่เป็นไปได้คือ GDEs สามมิติขั้วไฟฟ้าและปฏิกิริยาเฟนตั้น.
บทคัดย่อ
ในการศึกษานี้น้ำเสียโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียมได้รับการรักษาโดยกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันเมื่อ เฟอนุภาคและอากาศที่ถูกนำมาแยกกันหรือพร้อมกันเป็นแบบดั้งเดิมปฏิกรณ์สองมิติ ผลกระทบของอนุภาคและอากาศบนเฟกระบวนการเคมีไฟฟ้าถูกตรวจสอบและกลไกการเกิดปฏิกิริยาที่เป็นไปได้ของกระบวนการเหล่านี้ถูกกล่าวถึงโดยการเปรียบเทียบผลของการกำจัดซีโอดีและทันทีที่มีประสิทธิภาพในปัจจุบัน ผลการทดลองแสดงให้เห็นว่าน้ำทิ้งที่มีความพึงพอใจที่มีประสิทธิภาพกำจัดซีโอดี (89.91%) และ NH3-N ประสิทธิภาพในการกำจัด (99.47%) ที่ได้รับเมื่อ pH เริ่มต้นเป็นที่ 3 และปรับอนุภาคเฟและอากาศถูกนำไปพร้อม ๆ กัน ผลที่ได้นี้ยังสามารถได้รับการสนับสนุนโดยการวิเคราะห์สเปกตรัมของรังสียูวีและ GC-MS ทั้งหมดของผลลัพธ์เหล่านี้ชี้ให้เห็นว่าระบบไฟฟ้ากับเฟอนุภาคอากาศและค่า pH = 3 เป็นวิธีการที่มีประสิทธิภาพสำหรับโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียมบำบัดน้ำเสียอันเนื่องมาจากการดำเนินการของสหกรณ์ที่มีประสิทธิภาพ GDEs, ขั้วไฟฟ้าสามมิติและปกติปฏิกิริยาเฟนตั้น. คำสำคัญกระบวนการไฟฟ้า; เฟอนุภาค; อากาศ; โรงกลั่นน้ำเสีย กำจัด COD 1 เบื้องต้นจำนวนมากของน้ำที่ใช้ในกระบวนการกลั่นโดยเฉพาะในช่วงการกลั่นน้ำการรักษา, การกลั่นน้ำทะเลและระบบระบายความร้อนของน้ำซึ่งหมายความว่าน้ำเสียจากโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียมโดยทั่วไปจะมีลักษณะของมลพิษหนักต่อมาทำงานเป็นแม่น้ำ [1] มันได้รับการยกย่องโดยทั่วไปว่าส่วนแสงของสารประกอบไฮโดรคาร์บอนปิโตรเลียมหอมแอมโมเนียและสารอินทรีย์ฮาโลเจนซึ่งเป็นสารปนเปื้อนที่สำคัญที่สุดนำไปสู่การออกซิเจนทางเคมีสูง (COD) และไนโตรเจนแอมโมเนีย (NH3-N) มูลค่า [2] การรักษาแบบดั้งเดิมของน้ำเสียโรงกลั่นจะขึ้นอยู่กับวิธีการทางกลและทางเคมีกายภาพเช่นการแยกน้ำมันน้ำและแข็งตัวตามด้วยการรักษาทางชีวภาพ การแก้ปัญหาที่หลายคนได้รับการเสนอชื่อในเรื่องนี้รวมถึงการใช้การแข็งตัวเคมี [3] และ [4] การย่อยสลายได้ [5] และ [6], ออกซิเดชันเปียก [7], โอโซน [8], เครื่องปฏิกรณ์ชีวภาพเมมเบรน [9] และ กรองเมมเบรนเซรามิก [10] แต่เทคนิคเหล่านี้ไม่เหมาะสมในการบำบัดน้ำที่ปนเปื้อนอย่างหนักกับความต้องการออกซิเจนทางเคมี (COD) เข้มข้นกว่า 4000 มิลลิกรัม L- 1. จึงมีความจำเป็นเร่งด่วนในการพัฒนาเทคนิคขั้นสูงเพื่อเอาสารอินทรีย์ nonbiodegradable จากโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียมเทคโนโลยี wastewater.Electrochemical มี รับการดึงดูดความสนใจที่ดีสำหรับการบำบัดน้ำเสียตามที่รายงานในหนังสือหลายเล่มและแสดงความคิดเห็น [11] [12] [13] [14] และ [15] มันมีข้อได้เปรียบที่โดดเด่นหลายอย่างเช่นความคล่องตัวในการใช้ประสิทธิภาพพลังงานสูง, ความปลอดภัย, การรับผิดชอบของระบบอัตโนมัติและลดค่าใช้จ่ายเพราะสารหลักคืออิเล็กตรอน [16] อย่างไรก็ตามวิธีการทางเคมีไฟฟ้าแบบดั้งเดิมเช่นด้วยไฟฟ้า, electroflotation, electroflocculation ลดไฟฟ้าและ Electrochlorination สามารถเพียงบางส่วนเอาสารมลพิษอินทรีย์ถาวร (POPs) และ / หรือผลิตผลพลอยได้ที่ไม่พึงประสงค์และเป็นอันตราย [16] นอกจากนี้วิธีเฟนตั้นเป็นที่นิยมมากที่สุดในกระบวนการทางเคมีออกซิเดชันขั้นสูง (ซึ่ง ได้แก่ ) และยังได้รับการใช้ประสบความสำเร็จในการย่อยสลายโมเลกุลของสารอินทรีย์ในน้ำเสียในช่วงทศวรรษที่ผ่านมา [16] ในกระบวนการธรรมดาเฟนตั้น, การรวมกันของ Fe2 + และ H2O2 (สารเฟนส์) ภายใต้สภาพแวดล้อมที่เป็นกรดสามารถสร้างอนุมูลไฮดรอกมากปฏิกิริยาสูง (รุนแรง dotOH) ออกซิไดซ์ที่แข็งแกร่งที่สองหลังจากฟลูออรีนซึ่งจะทำปฏิกิริยากับสารปนเปื้อนอินทรีย์เป้าหมายที่นำไปสู่ แร่ของสารประกอบอินทรีย์บางส่วนผ่านการแปลงเป็น CO2, H2O และไอออนนินทรีย์ ไฟฟ้าเฟนตั้น (EF) กระบวนการเป็นกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าอ้อมขึ้นอยู่กับเคมีปฏิกิริยาของเฟนตันในขณะที่สารเฟนตั้นเป็นบางส่วนหรือสร้างขึ้นอย่างสมบูรณ์จากปฏิกิริยาอิเล็กโทรด โดยทั่วไป H2O2 ถูกสร้างขึ้นที่แคโทดกับ O2 หรือการให้อาหารอากาศและ Fe2 + ถูกสร้างขึ้นเมื่อเหล็กสารระดับประถมศึกษาที่มีอยู่ในการแก้ปัญหาที่เป็นกรด อย่างไรก็ตามแนะนำอนุภาคเหล็กและอากาศพร้อมกันเป็นกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าไม่เคยได้รับรายงานนอกเหนือจากกลุ่มของเรา [17]. ในงานนี้เพื่อตรวจสอบผลกระทบของอนุภาคและอากาศเฟในการลบมลพิษจากน้ำเสียโรงกลั่นผ่านกระบวนการทางเคมีไฟฟ้า, อนุภาคเหล็กและอากาศที่ถูกนำมาแยกกันหรือพร้อมกันลงในเครื่องปฏิกรณ์สองมิติแบบดั้งเดิมจะเป็นระบบไฟฟ้าที่แตกต่างกันสำหรับโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียมอภิมหาน้ำเสียและวิธีการที่แตกต่างกันทางเคมีไฟฟ้าถูกนำมาเปรียบเทียบกลไกการเกิดปฏิกิริยาที่เป็นไปได้ในขั้นตอนการรักษาที่ได้รับการเสนอนอกจากนี้ยังขึ้นอยู่กับการวิเคราะห์ของซีโอดี ที่มีประสิทธิภาพในปัจจุบันทันที (ICE), สเปกตรัมรังสียูวี, GC-MS, และความเข้มข้นของ NH3-N, Cl- คงเหลือและ H2O2 สร้างขึ้นหลังจาก2 วัสดุและวิธีการ2.1 ลักษณะของน้ำเสียโรงกลั่นที่ได้รับการบำบัดน้ำเสียโรงกลั่นให้โดยโรงงานโรงกลั่น Yulin ตั้งอยู่ในจังหวัดมณฑลส่านซีของจีน ลักษณะของน้ำเสียตามที่กำหนดโดยผู้จัดจำหน่ายที่มีการระบุไว้ในตารางที่ 1 ที่นี่การนำสูงที่เกิดจากเกลืออนินทรีจำนวนมากในน้ำเสียจะส่งเสริม process.he ไฟฟ้าเคมีบำบัดน้ำเสีย. 2.2 ขั้นตอนการทดลองและการตั้งค่าระบบบำบัดน้ำเสียได้รับการรักษาด้วยวิธีการทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันและรูปแบบของอุปกรณ์ไฟฟ้าที่มีการแสดงในรูป 1. การศึกษาการทดลองทั้งหมดถูกประสบความสำเร็จที่อุณหภูมิห้อง 300 มิลลิลิตรของน้ำเสีย, แผ่นกราไฟท์ที่มีรูพรุน (60 มิลลิเมตร× 110 มิลลิเมตร× 2 มม) ได้รับการว่าจ้างให้เป็นขั้วบวกและขั้วลบซึ่งอยู่ในตำแหน่งแนวตั้งและขนานกัน แรงดันไฟฟ้ากระแสตรงที่ถูกจัดทำโดยแหล่งจ่ายไฟ DC (พิมพ์ 3240.2, Statron, เยอรมนี) และโซเดียมซัลเฟต (Na2SO4) ได้รับเลือกให้เป็นอิเล็กโทรอนุภาค Fe และ / หรืออากาศยังแนะนำเป็นกระบวนการทางเคมีไฟฟ้าโดยตรง (EU) ตามลำดับ วิธีการที่แตกต่างกันทางเคมีไฟฟ้าและเงื่อนไขในการที่จะแสดงในตารางที่ 2 และการแก้ปัญหาความเข้มข้น H2SO4 ถูกใช้ในการปรับค่า pH ของน้ำเสียไปประมาณ 3 ในกระบวนการเคมีไฟฟ้าที่ผ่านมาซึ่งเป็นค่า pH ที่เหมาะสมของกระบวนการเฟนตันตามวรรณคดี [16] และ [18] ระหว่างการทดสอบส่วนลงตัวของสารสกัดประมวลผลถูกเป็นระยะจากระบบปฏิกิริยาโดยเข็มฉีดยาอัดลมกรองและการวิเคราะห์ในเวลาตั้งแต่ที่เกิดขึ้นในปัจจุบัน ทั้งหมดของสารเคมีที่ใช้ในการทำงานครั้งนี้มีเกรดการวิเคราะห์โดยไม่บริสุทธิ์ต่อไป อนุภาคเฟและ H2SO4 ที่ได้รับจากซีอาน Reagent Co. , จีน, และสารเคมีอื่น ๆ ที่ซื้อมาจากเทียนจิน Reagent Co. ประเทศจีน. 2.3 วิธีการวิเคราะห์ซีโอดีและ NH3-N ของกลุ่มตัวอย่างได้รับการแต่งตั้งเป็นดัชนีในการประเมินผลของการรักษาทางเคมีไฟฟ้าที่มีข้อมูลรายงานว่าค่าเฉลี่ยของสามการทดลอง ค่าซีโอดีได้รับการวัดที่มี 5B-3 (ค) การทดสอบค่าซีโอดี (Lianhua, จีน) และความเข้มข้นของ NH3-N ได้รับการวัดโดยวิธีการสีด้วยน้ำยา Nessler ของ pH เริ่มต้น (pH เมตร 290, Thermo-Orion, ประเทศสหรัฐอเมริกา), สเปกตรัม UV-Vis (UV-160, SHIMADZU, ญี่ปุ่น) และโค spectrometry มวลก๊าซ (GC / MS-QP2010, SHIMADZU, ญี่ปุ่น) ของกลุ่มตัวอย่าง นอกจากนี้ยังตรวจพบ ที่มีประสิทธิภาพในปัจจุบันทันที (ICE) สามารถนำมาใช้ในการคำนวณประสิทธิภาพ Faradic เห็นได้ชัดในการกำจัดซีโอดีโดยใช้สูตรต่อไปนี้ [19], [20] และ [21 นี้เป็นค่าเฉลี่ยที่คำนวณจากค่าซีโอดีที่ (COD ) และ T (COD) t + Δtมีค่าซีโอดี (GO2 • dm- 3) ที่ t และ t + Δt (s), ตามลำดับผมคือความเข้มในปัจจุบัน (A), F คือค่าคงที่ฟาราเดย์ (96487C mol- 1), V เป็นปริมาณสารละลายอิเลค (L), คงที่ 8 เป็นออกซิเจนมวลเทียบเท่า (ช eq.- 1). Cl- คงเหลือและ H2O2 สร้างขึ้นหลังจากการบำบัดน้ำเสียก็วัดจากการไตเตรทไนเตรตเงินและ iodimetry ตามลำดับ [22] และ [23] ความมุ่งมั่นของ H2O2 เสร็จสมบูรณ์ในการแก้ปัญหาว่างเปล่าเพื่อหลีกเลี่ยงผลกระทบต่อผลเพราะ H2O2 อาจจะมีการบริโภคและสร้างขึ้นพร้อมกันในกระบวนการบำบัดน้ำเสีย. 3 และอภิปรายผล3.1 ผลของการรักษาทางเคมีไฟฟ้าในรูปแบบ COD การเปลี่ยนแปลงของค่าซีโอดีที่เกี่ยวกับเวลาในวิธีการทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันได้รับการตรวจสอบและผลที่จะแสดงในรูป 2. ในฐานะที่สามารถมองเห็นประสิทธิภาพในการกำจัดซีโอดีสูงสุดคือบรรลุ EC + เฟแอร์ + พีเอช 3 วิธีในการเปรียบเทียบกับที่ของวิธีการอื่น ๆ ซึ่งชี้ให้เห็นว่าการรวมกันของอนุภาคเฟอากาศและการปรับค่าพีเอชที่ได้รับการที่มีประสิทธิภาพสำหรับ การบำบัดน้ำเสีย. ในกระบวนการเคมีไฟฟ้าโดยตรง (EU) ค่าซีโอดีของน้ำเสียลดลงจาก 4,753 มิลลิกรัม L- 1-2040 มิลลิกรัม L- 1 หลังจาก 60 นาทีการรักษาลดลงอย่างรุนแรงหลังจากที่ครั้งแรก 20 นาทีและจากนั้นการเปลี่ยนแปลงเล็กน้อย . เหตุผลก็คือว่าเป็นจำนวนเงินที่เล็ก ๆ ของ Cl- ในน้ำเสียสามารถออกซิไดซ์และรูปแบบบางอนุมูลอิสระที่แข็งแกร่งเช่นคลอรีนและไฮโปคลอไรต์ไอออน (สม. (2) (3) และ (4)) ซึ่งสามารถออกซิไดซ์และสลายบางส่วน สารประกอบอินทรีย์ที่มีผลในการลดซีโอดี [17] ผลการทดสอบแสดงให้เห็นว่า Cl- ในน้ำเสียได้หมดจาก 4633 mg L- 1-1268 มิลลิกรัม L- ที่ 1 และ 1,093 มิลลิกรัม L- 1after 20 นาทีและ 60 นาทีตามลำดับ นอกจากนี้แม้ว่า COD ลดลงอย่างช้า ๆ ในช่วง 40 นาทีค่าซีโอดีได้รับยังคงลดลงและ 57.08% ของกำจัดซีโอดีที่ได้รับหลังการรักษา 60 นาทีซึ่งหมายความว่าบทบาทหลักในกระบวนการนี้มีการพึ่งพาการกระทำของ ขั้วไฟฟ้า. เมื่ออนุภาคเฟถูกเหนี่ยวนำให้เกิดในกระบวนการไฟฟ้าเคมี (EC + Fe), ใหม่ค่าซีโอดี

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

กลอกลูกตา
เปรียบเทียบวิธีทางเคมีไฟฟ้าที่แตกต่างกันสำหรับปิโตรเลียมโรงกลั่นน้ำเสีย
-
ไฮไลท์แตกต่างกันทางเคมีไฟฟ้าวิธีที่ใช้รักษาน้ำเสียโรงกลั่นน้ำมันปิโตรเลียม .
- Fe และอากาศถูกแนะนำแยกหรือพร้อมกันเป็นเครื่องปฏิกรณ์แบบดั้งเดิม .
- สร้างและ Cl − H2O2 ที่เหลือถูกวัดหลังจากการบำบัดน้ำเสีย .
- สเปกตรัมและ MS UV GC และวิเคราะห์คุณภาพน้ำ .
- กลไกที่เป็นไปได้ คือ gdes , ลวดวงกลมนามธรรม

และปฏิกิริยาเฟนตัน ในการศึกษานี้ได้จากการกลั่นปิโตรเลียมได้รับการรักษาโดยกระบวนการไฟฟ้าเคมีที่แตกต่างกันเมื่ออนุภาคเหล็กและอากาศถูกแนะนำแยกหรือพร้อมกันในแบบสองมิติของเครื่องปฏิกรณ์ผลของอนุภาคเหล็กและอากาศในกระบวนการไฟฟ้าเคมีเป็นการศึกษาและเป็นไปได้กลไกปฏิกิริยาของกระบวนการเหล่านี้ถูกกล่าวถึงโดยเปรียบเทียบผลลัพธ์ของประสิทธิภาพการกำจัดซีโอดี และปัจจุบันทันที ผลการทดลองพบว่า น้ำที่มีประสิทธิภาพในการกำจัดซีโอดีน่าพอใจ ( 89.91 % ) และประสิทธิภาพในการกำจัด 4 cluster ( 9947 % ) ได้เมื่อ pH เริ่มต้น 3 , และอนุภาคเหล็กดีและอากาศถูกแนะนำพร้อมกัน ผลที่ได้นี้ยังสามารถได้รับการสนับสนุนโดยการวิเคราะห์สเปกตรัมรังสียูวีและ GC –คุณทั้งหมดของผลลัพธ์เหล่านี้ชี้ให้เห็นว่าระบบไฟฟ้าเคมีกับเฟอนุภาคอากาศและ pH = 3 เป็นวิธีการที่มีประสิทธิภาพสำหรับปิโตรเลียม โรงกลั่น บำบัดน้ำเสีย เนื่องจากการกระทำของ gdes สหกรณ์ที่มีประสิทธิภาพ ,ขั้วไฟฟ้าแบบสามมิติและปฏิกิริยาเฟนตันปกติ


ใช้คำหลักกระบวนการ ; อนุภาคเหล็ก ; แอร์ ; น้ำเสียซีโอดี ( ;
1 บทนำ
จำนวนเงินขนาดใหญ่ของน้ำที่ใช้ในกระบวนการกลั่น โดยเฉพาะอย่างยิ่งในระหว่างการกลั่นพลังการรักษาท้องอืดและระบบน้ำหล่อเย็นซึ่งหมายความ ว่า น้ำเสียจากโรงกลั่นปิโตรเลียมโดยลักษณะของมลพิษหนักต่อมาวิ่งในแม่น้ำ [ 1 ] มันเป็นโดยทั่วไปถือว่าเป็นส่วนที่แสงของอะลิฟาติกไฮโดรคาร์บอนปิโตรเลียมหอม , แอมโมเนีย และปรากฎการณ์สารอินทรีย์ซึ่งเป็นสารปนเปื้อนที่สำคัญส่งผลให้ความต้องการออกซิเจนทางเคมีสูง ( COD ) และแอมโมเนียไนโตรเจน ( 4 cluster ) ค่า [ 2 ] การรักษาแบบดั้งเดิมของน้ำเสียโรงกลั่นจะขึ้นอยู่กับวิธีเชิงกลและทางกายภาพและทางเคมี เช่น การแยกน้ำและน้ำมัน และตามด้วยการรักษาทางชีวภาพ หลายโซลูชั่นที่ได้รับการเสนอในเรื่องนี้รวมทั้งใช้ในการตกตะกอนทางเคมี [ 3 ] และ [ 4 ] , การย่อยสลาย [ 5 ] และ [ 6 ] เปียกออกซิเดชัน [ 7 ] , อบโอโซน [ 8 ] , [ 9 ] และกรองเมมเบรนในถังปฏิกรณ์เยื่อแผ่นเซรามิค [ 10 ] อย่างไรก็ตามเทคนิคเหล่านี้ไม่เหมาะที่จะรักษาน้ำที่ปนเปื้อนมากกับความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) ความเข้มข้นมากกว่า 4000 mg L − 1จึงมีความต้องการที่จะพัฒนาเทคนิคขั้นสูงเพื่อกำจัดสารอินทรีย์จากน้ำเสีย nonbiodegradable โรงกลั่นปิโตรเลียม เทคโนโลยีไฟฟ้าได้รับการดึงดูดความสนใจที่ดีสำหรับการบำบัดน้ำเสีย พบว่า ในหนังสือหลายเล่มและบทวิจารณ์ [ 11 ] [ 12 ] [ 13 ] [ 14 ] และ [ 15 ] มันมีข้อดีที่โดดเด่นมากมาย เช่น ความคล่องตัว ประสิทธิภาพ พลังงานสูงเพื่อความปลอดภัย