電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的研究

王松岳，黃燕，楊尚源，胡睦周，劉磊

浙江卓錦環(huán)?？萍脊煞萦邢薰狙邪l(fā)中心，浙江 杭州 310004

電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的研究

王松岳，黃燕*，楊尚源，胡睦周，劉磊

浙江卓錦環(huán)?？萍脊煞萦邢薰狙邪l(fā)中心，浙江 杭州 310004

采用電解氧化和Fenton技術(shù)耦合的電解催化氧化法對毒死蜱廢水進(jìn)行處理，考察了該法對毒死蜱廢水的處理效果和出水的生化性能。結(jié)果表明：采用H2O2溶液用量逐步增加的方式，經(jīng)過420 min電解催化氧化反應(yīng)，廢水CODCr僅由初始的7 920 mg/L降至5 880 mg/L，反映出毒死蜱廢水的難降解特性。電解氧化單獨處理毒死蜱廢水時，在初始20 min內(nèi)CODCr迅速下降，削減量為1 892 mg/L，隨后CODCr變化不大；反應(yīng)至80 min時，隨著Fenton氧化反應(yīng)的加入，廢水CODCr開始逐步下降，有機物得到進(jìn)一步降解。結(jié)合電解催化氧化出水的可生物降解CODCr(BCODCr)和廢水處理要求(生化出水預(yù)期CODCr為500～600 mg/L，滿足DB 33/923—2014《生物制藥工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》排放限值)，將其分別稀釋3和4倍后進(jìn)行好氧生化試驗，反應(yīng)動力學(xué)常數(shù)分別為383.4和298.3 min-1，該好氧生化反應(yīng)過程可能更多受濃度控制而非毒性抑制。電解催化氧化出水稀釋3倍后進(jìn)行21 d水解酸化-好氧連續(xù)流試驗，出水CODCr為512～673 mg/L，去除率基本保持在60%以上；出水TP濃度后期穩(wěn)定在20～30 mg/L，去除率在45%左右；出水NH3-N濃度為2.8～5.3 mg/L，去除率可達(dá)95%以上。

高濃度有機廢水；電解催化氧化法；降解；毒死蜱

毒死蜱(chlorpyrifos)是目前應(yīng)用最廣泛的有機磷農(nóng)藥之一。據(jù)2015年4月1日歐盟化學(xué)品管理署的初步評估結(jié)果，毒死蜱是具有非常強的持續(xù)性、生物累積性和毒性(vPvB)的物質(zhì)[1]，在美國以及一些歐洲國家已經(jīng)限制了毒死蜱的使用，但全球范圍內(nèi)仍有100多個國家在使用[2]。在我國毒死蜱被農(nóng)業(yè)部列為無公害的農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)專用殺蟲劑之一[3]，加之其殺蟲的廣譜高效性，銷量在殺蟲劑產(chǎn)品中一直位居前列。

毒死蜱廢水是其生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的，含有大量毒死蜱的中間體三氯吡啶醇和嘧啶磷的中間體二乙胺基嘧啶醇，廢水CODCr高，B/C為0.15～0.20[4]，生物降解性差，一般的廢水處理技術(shù)很難奏效[5]。隨著毒死蜱廢水處理技術(shù)的推廣，近年來相繼出現(xiàn)了電離輻射[6]、TiO2光催化降解[7]、光芬頓法[8]、高壓電弧放電離子體技術(shù)[9]、次氯酸化學(xué)氧化法[10]、濕式催化氧化[11]等技術(shù)。

電解催化氧化法是一種高級氧化技術(shù)(AOPs)，通常指在常溫常壓下有催化活性的電極通過電極反應(yīng)直接或間接產(chǎn)生氧化中間產(chǎn)物，從而去除污染物[12-14]。本研究所采用的電解催化氧化法結(jié)合電解氧化和Fenton技術(shù)的優(yōu)點，主要工藝包括電解反應(yīng)、催化氧化反應(yīng)以及催化氧化反應(yīng)后的廢水內(nèi)循環(huán)進(jìn)行電解反應(yīng)。經(jīng)電解催化氧化反應(yīng)后，廢水中有機物的分子結(jié)構(gòu)被破壞，毒性被消除，部分還可能被完全礦化降解。該方法不僅提高了系統(tǒng)的氧化能力和處理效率，而且由于反應(yīng)裝置的內(nèi)循環(huán)設(shè)計減少了藥劑亞鐵的投加量，從而提高了裝置的利用效率和系統(tǒng)運行的穩(wěn)性。

1 材料與方法

1.1廢水性質(zhì)與主要試劑

毒死蜱廢水由浙江某農(nóng)藥廠提供。該廢水為暗紅色濃稠液體，具有強烈惡臭，稀釋4倍后作為試驗用水使用，CODCr為8000～10000mg/L。

主要試劑包括H2O2溶液(27.5%，工業(yè)級)、FeSO4·7H2O(分析純)、NaOH(分析純)和濃硫酸(分析純)。

1.2試驗裝置與方法

先采用電解催化氧化法對毒死蜱廢水進(jìn)行預(yù)處理，再采用生化反應(yīng)對經(jīng)絮凝沉淀處理后的電解催化氧化出水進(jìn)行生化性能評價。

1.2.1電解催化氧化法處理毒死蜱廢水

電解催化氧化反應(yīng)器結(jié)構(gòu)見圖1。

圖1 電解催化氧化反應(yīng)器示意Fig.1 Schematic diagram of electrochemical enhanced catalytic oxidation reactor

從圖1可以看出，試驗在循環(huán)流動的反應(yīng)系統(tǒng)中進(jìn)行[15]。反應(yīng)器由左至右分別為12.5L的調(diào)節(jié)槽、12.5L的電解反應(yīng)槽和12.5L的催化氧化反應(yīng)槽。其中，電解反應(yīng)槽的陰極為石墨圓筒，內(nèi)徑為2cm，高31cm；陽極為帶氧化物涂層的鈦棒，直徑為5cm，長28cm。經(jīng)酸堿調(diào)節(jié)后的廢水進(jìn)入電解反應(yīng)槽，隨后自流進(jìn)入催化氧化反應(yīng)槽(添加氧化劑)，反應(yīng)后的廢水部分回流至電解反應(yīng)槽。經(jīng)調(diào)節(jié)池調(diào)酸后溶液初始pH為3.0±0.1，進(jìn)水流量為20L/h，反應(yīng)器回流比(R)為1，電壓為(5.0±0.2)V，反應(yīng)過程中監(jiān)測工作電流(I)和氧化還原反應(yīng)電位(ORP)，并間隔一定時間取上清液調(diào)pH沉淀后測CODCr。

1.2.2電解催化氧化出水生化試驗

1.2.2.1好氧生化反應(yīng)試驗

好氧生化反應(yīng)柱容積為5L，底部安裝微孔曝氣器進(jìn)行曝氣。根據(jù)測得的可生物降解CODCr(BCODCr)，將按一定比例稀釋的電解催化氧化出水進(jìn)行好氧生化反應(yīng)，間隔一定時間取上清液測定CODCr。

1.2.2.2水解酸化-好氧連續(xù)流試驗

水解酸化-好氧連續(xù)流反應(yīng)裝置為豎向長方形組合反應(yīng)器，容積約30L。好氧反應(yīng)區(qū)底部安裝微孔曝氣器進(jìn)行曝氣。電解催化氧化出水上清液按一定比例稀釋后泵入水解酸化-好氧連續(xù)流反應(yīng)裝置并經(jīng)沉淀出水，在該裝置中間隔一定時間取樣測定CODCr、污泥沉降比(SV30)、TP和NH3-N濃度。

1.3監(jiān)測分析方法

1.3.1參數(shù)監(jiān)測方法

pH和ORP采用pH計(PHS-25，雷磁)測定；電壓和電流采用脈沖放電電源〔SOYI-2550M(自動換向)，上海索宜電子科技有限公司〕測定；H2O2溶液投加速率和R采用Prefluid蠕動泵(BT100型/泵頭YZ15，Prefluid)和蘭格蠕動泵(BT300-2J型/泵頭YZ2515x，保定蘭格恒流泵有限公司)控制。

1.3.2水質(zhì)指標(biāo)檢測方法

CODCr采用GB11914—89《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測定 重鉻酸鉀法》測定；NH3-N濃度采用GB7479—87《水質(zhì) 銨的測定 納氏試劑比色法》測定；TP濃度采用GB11893—89《鉬酸銨分光光度法》測定；SV30現(xiàn)場采集測定。

1.3.3活性污泥曝氣降解法測定廢水BCODCr

根據(jù)國際水協(xié)會對污水CODCr組分劃分方法[16]，除去活性生物體CODCr，廢水中有機質(zhì)CODCr依據(jù)其生物可降解性劃分為BCODCr和不可生物降解CODCr。BCODCr采用活性污泥曝氣降解法[17]測定。

2 結(jié)果與討論

2.1電解催化氧化法處理毒死蜱廢水

2.1.1電解催化氧化法處理效果

試驗廢水初始CODCr為7920mg/L，F(xiàn)eSO4·7H2O投加量為0.4g/L，根據(jù)模擬廢水和反應(yīng)器特點，試驗采用H2O2溶液投加量逐步遞增的方式，即H2O2溶液投加速率在反應(yīng)前60min為400mL/h，反應(yīng)60min時增加為500mL/h，此后每隔60min投加速率遞增100mL/h(表1)。反應(yīng)過程中廢水CODCr、I及ORP的變化如圖2所示。

表1 H2O2溶液投加速率

圖2 電解催化氧化法處理毒死蜱廢水效果Fig.2 The effect of electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction for chlorpyrifos production wastewater

由圖2可知，隨著H2O2溶液投加量的增加，廢水CODCr降低并不明顯，由初始的7 920 mg/L降至5 880 mg/L，反映出廢水的難降解特性。90～150 min時，廢水CODCr呈不降反升的趨勢，由6 880 mg/L升至9 320 mg/L，與此同時，ORP在120 min由1 182 mV降至135 min的906 mV。廢水CODCr出現(xiàn)上升趨勢可能是由于在CODCr測定條件下無法測定的難氧化污染物發(fā)生開環(huán)、斷鏈等，變成可由CODCr表達(dá)的易降解小分子有機物[18]。在本反應(yīng)體系中主要的氧化還原物質(zhì)是Fe2+、·OH、H2O2、Fe3+以及有機物中間產(chǎn)物等，ORP的變化直接反映了Fe3+/Fe2+的形態(tài)變化，F(xiàn)e2+通過與H2O2反應(yīng)轉(zhuǎn)化為Fe3+，F(xiàn)e2+亦可通過電極反應(yīng)或有還原能力的中間產(chǎn)物[19-21]再生，反應(yīng)過程中ORP的驟減表明發(fā)生劇烈的氧化還原反應(yīng)。在經(jīng)歷驟減后ORP轉(zhuǎn)而呈緩慢上升趨勢，420 min時OPR升為1 061 mV。I由初始的20.6 A逐步上升至75 min的24.2 A，隨后趨于平穩(wěn)維持在24.0～25.0 A。電解催化氧化反應(yīng)是非常復(fù)雜的過程，反應(yīng)過程中I及ORP的變化是體系中有機物不斷降解，氧化還原環(huán)境不斷變化的表觀體現(xiàn)。

2.1.2電解催化氧化動力學(xué)

試驗廢水初始CODCr為7440mg/L，H2O2溶液投加量為900mL/h，反應(yīng)時間為180min。電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的反應(yīng)動力學(xué)曲線見圖3。

注：C0為廢水初始CODCr，C為實時CODCr。圖3 電解催化氧化法處理毒死蜱廢水反應(yīng)動力學(xué)曲線Fig.3 The kinetics curve of electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction for chlorpyrifos production wastewater

由圖3可知，電解催化氧化反應(yīng)動力學(xué)方程為y=0.0793lnx+0.0141，反應(yīng)速率常數(shù)(k)為0.0793min-1，R2為0.9521，反應(yīng)過程符合一級反應(yīng)動力學(xué)特征，且相對于經(jīng)典Fenton法具有較溫和的反應(yīng)過程，有效的降解過程可以持續(xù)120min以上。

2.1.3電解氧化和電解催化氧化法對比試驗

為驗證電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的有效性，進(jìn)行了空載(電解氧化)試驗。反應(yīng)前80min為空載試驗，80min開始投加FeSO4·7H2O和H2O2溶液進(jìn)行復(fù)合催化試驗。FeSO4·7H2O投加量為0.4g/L，H2O2溶液投加速率為900mL/h，反應(yīng)過程中廢水CODCr及ORP的變化如圖4所示。

圖4 電解氧化和電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的效果對比Fig.4 The comparison of electrolytic oxidation and electrochemical enhanced catalytic oxidation for treatment of chlorpyrifos production wastewater

由圖4可知，廢水CODCr在前80min先快速下降后趨于穩(wěn)定，后80min呈逐步降低的趨勢，ORP反應(yīng)前80min緩慢上升，后80min快速上升。反應(yīng)前20min，廢水CODCr下降迅速，由10299mg/L降至8407mg/L，削減量為/L，原因為反應(yīng)初期一些易降解有機物在電極表面上發(fā)生直接或間接電解氧化反應(yīng)，該階段ORP較低；20～80min，廢水CODCr維持在8300～8400mg/L，但ORP呈逐步上升趨勢，表明僅靠電解氧化反應(yīng)已無法降低廢水CODCr；反應(yīng)80min時，隨著FeSO4·7H2O和H2O2溶液的投加，廢水CODCr由80min的8319mg/L降至160min的7365mg/L，ORP相應(yīng)由214mV迅速上升至832mV，該階段CODCr去除較緩慢主要是由于廢水中難降解物質(zhì)發(fā)生開環(huán)或斷鏈等反應(yīng)[18]。

2.2電解催化氧化出水生化試驗

2.2.1好氧生化培養(yǎng)稀釋倍數(shù)

電解催化氧化出水CODCr為5238mg/L，將電解催化氧化出水分別稀釋1、2、5、10和15倍測定各稀釋倍數(shù)下的好氧生化反應(yīng)終點，即BCODCr，以確定好氧生化反應(yīng)適宜的稀釋倍數(shù)，結(jié)果見圖5。由圖5可知，稀釋1、2、5、10和15倍后BCODCr分別為3698、1745、653、376和271mg/L，CODCr為ΔCODCr和BCODCr之和，則BCODCr與CODCr的平均比值為70.05%，按好氧生化反應(yīng)后剩余CODCr為500～600mg/L計算，初步確定電解催化氧化出水稀釋3或4倍為宜。

注：ΔCODCr為稀釋后廢水CODCr與BCODCr的差值。圖5 不同稀釋倍數(shù)下電催化氧化出水的BCODCr和ΔCODCrFig.5 The BCODCr and ΔCODCr of effluent with different dilution factors from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction

2.2.2好氧生化反應(yīng)動力學(xué)

將電解催化氧化出水稀釋3和4倍，進(jìn)行好氧生化反應(yīng)動力學(xué)試驗，以進(jìn)一步確定生化反應(yīng)稀釋倍數(shù)，結(jié)果見圖6。

圖6 稀釋3和4倍電解催化氧化出水好氧生化反應(yīng)動力學(xué)曲線Fig.6 The kinetics curves of aerobic biochemical reaction for 3 and 4 times diluted effluent from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction

由圖6可知，稀釋3和4倍后，溶液初始CODCr分別為1605和1238mg/L。稀釋3倍后的好氧生化反應(yīng)動力學(xué)方程為y=-383.4lnx+1706.2，k為383.4min-1，R2為0.8524；稀釋4倍后的好氧生化反應(yīng)動力學(xué)方程為y=-294.3lnx+1154.8，k為294.3min-1，R2為0.8955。溶液初始CODCr越高反應(yīng)速率越快，說明電解催化氧化出水好氧生化反應(yīng)過程更多地受濃度抑制而非毒性抑制，將電解催化氧化出水稀釋3倍試驗效果最佳。

2.2.3水解酸化-好氧連續(xù)流試驗

結(jié)合好氧生化反應(yīng)動力學(xué)試驗結(jié)果及工廠實際情況，將電解催化氧化出水稀釋3倍后以水解酸化和好氧工藝進(jìn)行21d的連續(xù)流生化試驗，結(jié)果見圖7。

圖7 稀釋3倍電解催化氧化出水水解酸化-好氧連續(xù)流反應(yīng)效果Fig.7 The effect of hydrolytic acidification-aerobic reaction process for the treatment of 3 times diluted effluent from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction

由圖7可知，CODCr去除率基本保持在60%以上(CODCr為512～673mg/L)；TP去除率雖在前期波動較大，但在后期基本穩(wěn)定在45%左右(TP濃度為20～30mg/L)；NH3-N去除率可達(dá)95%以上(NH3-N濃度為2.8～5.3mg/L)；SV30現(xiàn)場監(jiān)測值為20%～30%，后期維持在30%。通過每天鏡檢觀察可知，在污泥馴化初始階段，鮮有生物相；而在正式好氧生化試驗階段，先后觀察到游仆蟲、漫游蟲、楯纖蟲和鐘蟲等微生物，表明毒死蜱廢水經(jīng)電解催化氧化法處理后，在提高廢水可生化性的同時，能給后續(xù)的生化工藝提供較好的微生物生存環(huán)境。

3 結(jié)論

(1)經(jīng)過420min電解催化氧化處理，廢水CODCr僅由初始的7920mg/L降至5880mg/L，H2O2溶液投加量逐步增加并未使CODCr顯著削減，反映了毒死蜱廢水的難降解特性。反應(yīng)過程中ORP變化幅度較大，I在反應(yīng)初期上升，繼而維持在24.0～25.0A。

(2)電解催化氧化反應(yīng)動力學(xué)方程為y=0.0793lnx+0.0141，k為0.0793min-1，R2為0.9521。反應(yīng)由電解氧化進(jìn)入電解催化氧化后，ORP迅速上升，CODCr逐步下降，表明電解氧化和Fenton技術(shù)耦合的電解催化氧化反應(yīng)能有效處理毒死蜱廢水。

(3)電解催化氧化出水BCODCr/CODCr的平均值為70.05%，結(jié)合CODCr需滿足DB33/923—2014《生物制藥工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》的排放限值，好氧生化反應(yīng)時電解催化氧化出水以稀釋3倍最佳。

(4)電解催化氧化出水稀釋3倍后，21d的水解酸化-好氧連續(xù)流試驗結(jié)果如下：CODCr去除率基本保持在60%以上；TP去除率雖在前期波動較大，后期基本穩(wěn)定在45%左右；NH3-N去除率可達(dá)95%以上；SV30為20%～30%。

[1] European Chemical Agency.PACT-RMOA and hazard assessment activities [EB/OL].[2017-03-08].https://echa.europa.eu/addressing-chemicals-of-concern/substances-of-potential-concern/pact/-/substance-rev/8156/term?_viewsubstances_WAR_echarevsubstanceportlet_SEARCH_CRITERIA_EC_NUMBER=220-864-4&_viewsubstances_WAR_echarevsubstanceportlet_DISS=true.pdf.

[2] SAMET Y,AGENGUI L,ABDELHEDI R.Electrochemical degradation of chlorpyrifos pesticide in aqueous solutions by anodic oxidation at boron-doped diamond electrodes[J].Chemical Engineering Journal,2010,161(1/2):167-172.

[3] 姜書凱.毒死蜱產(chǎn)業(yè)發(fā)展現(xiàn)狀和前景[J].農(nóng)藥研究與應(yīng)用,2008,12(3):1-3.

JIANG S K.Present situation and prospect of chlorpyrifos industry[J].Agrochemicals Research & Application,2008,12(3):1-3.

[4] 李培國,姜莉英.毒死蜱廢水處理技術(shù)研究[J].浙江化工,2004,35(10):25-26.

[5] 沈陽化工研究院環(huán)保室.農(nóng)藥廢水處理[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2000:22-26.

[6] MORI M N,OIKAWA H,DUARTE C L.Degradation of chlorpyrifos by ionizing radiation[J].Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry,2006,270(1):99-102.

[7] PENUELA G A,BARCELO D.Comparative degradation kinetics of chlorpyrifos in water by photocatalysis with FeCl2,TiO2and photolysis using solid-phase disc extraction followed by gas chromatographic techniques[J].Environmental Toxicology and Chemistry,1997,62(1/2/3/4):135-147.

[8] KRALJ M B,TREBSE P,FRANKO M.Applications of bioanalytical techniques in evaluating advanced oxidation processes in pesticide degradation[J].Trends in Analytical Chemistry,2007,26(11):1020-1031.

[9] MEIQIANG Y,TENGCAI M,JIALIANG Z,et al.The effect of high-pressure arc discharge plasma on the degradation of chlorpyrifos[J].Plasma Science and Technology,2006,8(6):727-731.

[10] ANWAR S,LIAQUAT F,KHAN Q M,et al.Biodegradation of chlorpyrifos and its hydrolysis product3,5,6-trichloro-2-pyridinol by bacillus pumilus strain C2A1[J].Journal of Hazardous Materials,2009,168(1):400-405.

[11] BALAJI S,CHUNG S J,RYU J Y,et al.Destruction of commercial pesticides by cerium redox couple mediated electrochemical oxidation process in continuous feed mode[J].Journal of Hazardous Materials,2009,172(2/3):1470-1475.

[12] 孫德智.環(huán)境工程中的高級氧化技術(shù)[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2002.

[13] ENRIC B,CARLOS A,HUITLE M.Decontamination of wastewaters containing synthetic organic dyes by electrochemical methods:an updated review[J].Applied Catalysis B:Environmental,2015,166/167:603-643.

[14] MARTINEZ-HUITLE C A,BRILLAS E.Decontamination of wastewaters containing synthetic organic dyes by electrochemical methods:a general review[J].Applied Catalysis B:Environmental,2009,87(3/4):105-145.

[15] 楊尚源,林靖華,黃燕,等.電解催化氧化法廢水處理機制研究[J].環(huán)境工程學(xué)報,2017,11(1):237-243.

YANG S Y,LIN J H,HUANG Y,et al.Study on electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction for wastewater treatment[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2017,11(1):237-243.

[16] ORHON D,ATES E,SOZEN S,et al.Characterization and COD fractionation of domestic wastewaters[J].Environmental Pollution,1997,95(2):191-204.

[17] 楊尚源,成鋼,曾劍,等.廢水難生物降解與生物抑制毒性分析研究[J].環(huán)境污染與防治,2015,37(12):51-56.

YANG S Y,CHENG G,ZENG J,et al.Study of biodegradation-resistant and biological inhibition toxicity sewage[J].Environmental Pollution & Control,2015,37(12):51-56.

[18] 閆肖茹,高建平,王建中,等.Fenton氧化-混凝聯(lián)合處理橡膠廢水研究[J].水處理技術(shù),2009,35(8):99-102.

YAN X R,GAO J P,WANG J Z,et al.Study on rubber wastewater treatment by Fenton oxidation united with coagulation[J].Water Treatment Technology,2009,35(8):99-102.

[19] 楊尚源.氨基桂油的生態(tài)毒性及其在廢水中的脫除與降解研究[D].杭州:浙江大學(xué),2012.

YANG S Y.Ecotoxicity assessment of poly(dimethylaminostyrene) and its removal and degradation in wastewater[D].Hangzhou:Zhejiang University,2012.

[20] 趙云,王麗萍,何士龍,等.Fenton 試劑氧化對硝基酚中氧化還原電位的變化規(guī)律[J].環(huán)境污染與防治,2011,33(4):58-65.

ZHAO Y,WANG L P,HE S L,et al.Variation of ORP duringp-nitrophenol degradation by Fenton oxidation process[J].Environmental Pollution & Control,2011,33(4):58-65.

[21] 高迎新,張昱,楊敏.Fenton反應(yīng)中氧化還原電勢的變化規(guī)律[J].環(huán)境化學(xué),2004,23(2):135-139.

GAO Y X,ZHANG Y,YANG M.Characteristics of ORP in Fenton′s reaction[J].Environment Chemistry,2004,23(2):135-139.□

Studyonelectrochemicalenhancedcatalyticoxidationreactionforchlorpyrifosproductionwastewatertreatment

WANG Songyue, HUANG Yan, YANG Shangyuan, HU Muzhou, LIU Lei

R&D Center of Zhejiang Zone-King Environmental Sci & Tech Co., Ltd., Hangzhou 310004, China

Electrochemical enhanced catalytic oxidation method, which combined electrolytic reaction with Fenton reaction, was used for the treatment of chlorpyrifos production wastewater. The removal efficiency of chlorpyrifos production wastewater by this method was investigated and compared with that using electrolytic reaction. The biodegradability of the effluent from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction was also studied. The results showed that with the gradual increase of the dose of H2O2solution, the CODCronly decreased from initial 7 920 mg/L to 5 880 mg/L in 420 min after electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction, which indicated that chlorpyrifos production wastewater is indeed refractory. In the sole electrolytic oxidation treatment, the CODCrdecreased sharply in the first 20 min, with a reduction of 1 892 mg/L, then the CODCrvalue kept stable. But it started to decrease gradually in the later 80 min of coupled reaction with Fenton oxidation, which showed that the organics in the wastewater were further degraded. Combining the requirement of biodegradability of electrochemical enhanced catalytic oxidation effluent and the wastewater treatment, which demands effluent CODCrof 500-600 mg/L, the effluent from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction was diluted by 3 times and 4 times respectively to perform aerobic biodegradation experiment. The reaction kinetics constant was 383.4 and 298.3 min-1respectively, indicating that the biochemical reaction process was more controlled by the CODCrconcentration rather than the chemical toxicity of the effluent. Experiment on the hydrolytic acidification-aerobic reaction process for the treatment of effluent from electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction was conducted, and it turned out that the removal rate of CODCrremained at above 60% (CODCr512-673 mg/L), while that of TP is approximately 45% (TP 20-30 mg/L), and the removal rate of ammonia nitrogen went up to 95% (NH3-N 2.8-5.3 mg/L) in 21-day period.

high concentrated organic wastewater; electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction; degradation; chlorpyrifos

王松岳，黃燕，楊尚源,等.電解催化氧化法處理毒死蜱廢水的研究[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報,2017,7(6):733-738.

WANG S Y, HUANG Y, YANG S Y, et al.Study on electrochemical enhanced catalytic oxidation reaction for chlorpyrifos production wastewater treatment[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(6):733-738.

2017-06-16

王松岳(1982—)，男，工程師，研究方向為高濃度有機廢水處理技術(shù)，088533@163.com

*通信作者：黃燕(1985—)，女，工程師，碩士，研究方向為水污染控制，yanhuang_now@163.com

X505

1674-991X(2017)06-0733-06

10.3969/j.issn.1674-991X.2017.06.101