微電解－Fenton氧化預(yù)處理垃圾滲濾液的應(yīng)用研究

周兵

（中山市綠潔水處理技術(shù)有限公司，廣東 中山 528400）

1 引言

目前，我國大部分城市以衛(wèi)生填埋作為垃圾處理的基本方式，填埋過程中產(chǎn)生的大量垃圾滲濾液，如不妥善處理，會對周圍的水體和土壤造成嚴(yán)重污染。垃圾滲濾液一直以來是世界水處理行業(yè)的一大難題。目前還沒有一種完全成熟同時(shí)又經(jīng)濟(jì)的技術(shù)工藝專門應(yīng)用于垃圾滲濾液的處理。垃圾滲濾液有著成分復(fù)雜、污染物濃度高、水質(zhì)水量變化大等多種特點(diǎn)，直接排放對水體危害性極大。單一的水處理工藝完全不能滿足處理要求，因此一般國內(nèi)外都采用物化加生化等多種工藝結(jié)合的方式對其進(jìn)行處理［1］。

中山市老虎坑垃圾滲濾液處理廠是老虎坑垃圾填埋場的配套建設(shè)項(xiàng)目。老虎坑垃圾填埋場已封場近10年，目前處于穩(wěn)定化過程中的成熟階段，此階段產(chǎn)生的垃圾滲濾液的特征為COD值約4000～8000mg／L，氨氮約3000～7000mg／L，色度高，可生化性非常差，小于0.1。老虎坑垃圾滲濾液處理廠現(xiàn)有微電解設(shè)備一套用作于污水進(jìn)生化前的預(yù)處理。本實(shí)驗(yàn)研究以該廠產(chǎn)生的滲濾液為研究對象，以微電解出水直接加雙氧水即形成Fenton反應(yīng)的工藝進(jìn)行實(shí)驗(yàn)分析。

2 理論分析

微電解是當(dāng)將鐵屑和碳顆粒浸沒在酸性廢水中時(shí)，由于鐵和碳之間的電極電位差，廢水中會形成無數(shù)個(gè)微原電池。以鐵為陽極，碳作陰極，在廢水中生成的初生態(tài)的Fe2＋和原子H，它們具有高化學(xué)活性，能改變廢水中許多有機(jī)物的結(jié)構(gòu)和特性，使有機(jī)物發(fā)生斷鏈、開環(huán)等作用［2］。該公司設(shè)備使用的微電解罐及微電解鐵碳組合顆粒從某環(huán)保公司購置，通過曝氣以及定期反洗的操作條件下能有效地降低板結(jié)和鈍化的情況發(fā)生。微電解出水中含有的Fe2＋在污水中經(jīng)中和后會形成鐵泥，能對污水形成混凝作用。

Fenton工藝的原理為污水在酸性條件下，H2O2經(jīng)Fe2＋的催化，能產(chǎn)生強(qiáng)氧化性的·OH對廢水中的大分子有機(jī)物和發(fā)色基團(tuán)進(jìn)行破壞和氧化而達(dá)到脫色和去除COD的目的［3］。Fenton反應(yīng)完成后需對污水加堿將水調(diào)至中性，此過程中同樣產(chǎn)生大量鐵泥。

根據(jù)兩種工藝的原理，如果控制好工藝條件能將微電解過程中產(chǎn)生的Fe2＋供Fenton利用同時(shí)達(dá)到比較好的處理效果，即可以免除單獨(dú)Fenton工藝過程中的Fe2＋的添加以及減少鐵泥的產(chǎn)生，便能降低生產(chǎn)成本以及減少生產(chǎn)中的工作量。

3 實(shí)驗(yàn)方法

廢水來源為老虎坑垃圾填埋場產(chǎn)生的滲濾液，由管道進(jìn)入收集池，因部分雨水及地表徑流的混合，滲濾液COD濃度約為2400mg／L，氨氮約為1500mg／L，pH 值為8.0。以15%的稀硫酸對廢水進(jìn)行調(diào)酸，進(jìn)入微電解罐進(jìn)行微電解反應(yīng)，微電解出水進(jìn)入中間池后直接加入雙氧水繼續(xù)進(jìn)行Fenton反應(yīng)。兩過程中分別控制不同參數(shù)進(jìn)行單因素實(shí)驗(yàn)并取樣加入NaOH調(diào)pH值至8，過程中形成的鐵泥完全沉降后，取上清液進(jìn)行COD分析。因?qū)Υ藵B濾液體系廢水進(jìn)行定性分析時(shí)已證明微電解反應(yīng)和Fenton反應(yīng)對氨氮的去除效果基本沒有，因此，本實(shí)驗(yàn)過程中主要取COD指標(biāo)進(jìn)行評價(jià)（圖1）。

圖1 工藝流程

4 實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析

4.1 鐵碳微電解實(shí)驗(yàn)

4.1.1 反應(yīng)時(shí)間對COD去除率和出水pH值的影響

先對進(jìn)水調(diào)pH值至3，調(diào)酸后進(jìn)水COD為2300mg／L左右。采取的實(shí)驗(yàn)方式為批次實(shí)驗(yàn)，即每罐進(jìn)水反應(yīng)完后再重新進(jìn)水。因此采取每批實(shí)驗(yàn)進(jìn)水和出水分別取樣以檢測分析去除率。分別選取不同的反應(yīng)時(shí)間進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖2。

從圖2可以看出，在進(jìn)水條件一樣的情況下，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加，微電解反應(yīng)過程對COD的去除率比較明顯地增加。但在50min后，去除率不再呈線性增長。原因是因?yàn)樗w中易于被微電解過程中產(chǎn)生的氧化還原反應(yīng)分解的大分子有機(jī)物等污染物質(zhì)已經(jīng)大部分被分解掉。同時(shí)還可以看出，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加，出水pH值也呈上升趁勢?？紤]到此次研究為在出水中直接進(jìn)行加入H2O2進(jìn)行Fenton反應(yīng)，為保證芬頓反應(yīng)的酸性環(huán)境，綜合考慮選取40min作為最佳反應(yīng)時(shí)間參數(shù)。

圖2 微電解反應(yīng)時(shí)間對COD去除率和出水pH值的影響

4.1.2 進(jìn)水pH值對COD去除率和出水pH值的影響

控制反應(yīng)時(shí)間為40min，對進(jìn)水進(jìn)行不同的pH值的調(diào)節(jié)，分析不同pH值對COD去除率的影響以及出水pH值的變化情況。結(jié)果如圖3。

圖3 進(jìn)水pH值對COD去除率和出水pH值的影響

從圖3可以看出，在40min的反應(yīng)過程當(dāng)中，COD的去除率在pH值高于3以后有所下降，此原因的產(chǎn)生可能是H＋的濃度影響了微電解反應(yīng)過程的反應(yīng)條件。出水pH值在不同的進(jìn)水條件下，也有所變化，綜合考慮后續(xù)Fenton反應(yīng)的酸性環(huán)境，為避免再次加酸，最佳進(jìn)水pH值選取2.5。

4.2 Fenton氧化反應(yīng)實(shí)驗(yàn)

此次實(shí)驗(yàn)研究所考察的便是在結(jié)合微電解過程對COD去除率的同時(shí)，直接利用出水中含有的Fe2＋用作Fenton氧化過程中H2O2的分解催化劑，為避免Fe2＋時(shí)間過久的情況下被氧化成Fe3＋而降低利用效率。因此應(yīng)該及時(shí)對批次出水中直接加入H2O2進(jìn)行反應(yīng)。根據(jù)Fenton反應(yīng)理論［4］，pH值在3左右對Fenton氧化反應(yīng)最有利。pH值過低，則會抑制H2O2的分解；過高，則會與廢水環(huán)境中的Fe2＋生成Fe（OH）2沉淀繼而繼續(xù)被氧化成Fe（OH）3。因此采取微電解反應(yīng)時(shí)間40min，進(jìn)水pH值為2.5的情況下的出水進(jìn)行Fenton實(shí)驗(yàn)。

4.2.1 H2O2投加量對COD去除率的影響

對上述條件下的微電解出水直接投加不同量的30%的雙氧水，避光，反應(yīng)時(shí)間暫取60min，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4。

圖4 雙氧水的添加量對COD去除率的影響

從圖4可以看出，針對此次廢水體系，隨著H2O2投加量的加大，COD的去除率也明顯提高，投加量在達(dá)到8mL／L的時(shí)候，去除率差不多達(dá)到最高值。之后則沒有明顯地繼續(xù)提高。因此，從經(jīng)濟(jì)考慮角度出發(fā)，雙氧水的投加量選取8mL／L為最佳投加量。

4.2.2 Fenton氧化反應(yīng)時(shí)間對COD去除率的影響

繼續(xù)采用上述條件微電解出水，雙氧水的投加量控制在8mL／L，在不同的反應(yīng)時(shí)間取樣測定，分析COD去除率的變化，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5。

圖5 Fenton反應(yīng)時(shí)間對COD去除率的影響

從圖5可以看出，隨著反應(yīng)時(shí)間的增長，COD的去除率也是明顯提高，但在達(dá)到60min后，COD去除率基本變化不大。原因可能有兩方面，一是廢水中含有的有機(jī)污染物大部分已經(jīng)被分解；另一方面也可能是在開始的時(shí)間里雙氧水的分解才剛剛開始未達(dá)到完全。因此選取60min的反應(yīng)時(shí)間作為Fenton氧化反應(yīng)的最佳反應(yīng)時(shí)間。

通過上述幾項(xiàng)實(shí)驗(yàn)可以計(jì)算出，在各最佳工藝條件下，通過微電解－Fenton氧化組合應(yīng)用處理此種成熟期垃圾滲濾液廢水，COD的總?cè)コ士梢赃_(dá)到77.4%。大大減輕了后續(xù)生化處理的負(fù)荷。

5 結(jié)語

（1）微電解過程中生成的Fe2＋可以直接用為Fenton氧化反應(yīng)的催化劑，采用微電解－Fenton氧化預(yù)處理垃圾滲濾液完全可行，能夠達(dá)到非常不錯(cuò)的效果。在控制微電解反應(yīng)時(shí)間40min，進(jìn)水pH值為2.5左右的時(shí)候，出水pH值可以滿足Fenton氧化所需的酸性環(huán)境，雙氧水的投加量控制在8mL／L，反應(yīng)時(shí)間為60min的情況下，COD的總?cè)コ首罡呖蛇_(dá)到77.4%。

（2）將微電解與Fenton氧化組合應(yīng)用，在生產(chǎn)過程中不僅僅提高了COD的去除率，同時(shí)可以降低兩種工藝分開應(yīng)用所需額外投加的酸堿以及FeSO4，降低了生產(chǎn)成本。同時(shí)減少了鐵泥的產(chǎn)生量，有效降低作業(yè)強(qiáng)度，是一種值得推廣的技術(shù)方案。

［1］喻 曉，張甲耀，劉楚良.垃圾滲濾液污染特性及其處理技術(shù)研究和應(yīng)用趨勢［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2002，25（2）:43～45.

［2］周培國，付大放.微電解工藝研究進(jìn)展［J］.環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2001，2（4）:18～24.

［3］林紅巖，王春財(cái)，楊鴻偉.芬頓試劑在廢水處理中的應(yīng)用［J］.化工科技市場，2009，32（10）:39～40.

［4］包木太，王 那，陳慶國，等.芬頓法的氧化機(jī)理及在廢水處理中的應(yīng)用進(jìn)展［J］.化工進(jìn)展，2008，27（5）:660～665.