造紙廢水Fenton深度處理工藝的升級改造

高俊玲， 魏文霞， 張安龍， 高 兆， 李文濤， 楊子新

(陜西科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 陜西 西安 710021)

0 引言

制漿造紙工業(yè)是我國國民經(jīng)濟(jì)的支柱性產(chǎn)業(yè)之一，目前我國對紙制品的需求和消費(fèi)高居世界第二[1].近些年相關(guān)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)顯示，制漿造紙工業(yè)的廢水排放量占全國污水排放總量的10%～12%，居各類工業(yè)廢水排放總量的第三位[2].造紙廢水具有排放量大，成分復(fù)雜，可生化性差等特點(diǎn)，經(jīng)過傳統(tǒng)的一級物化-二級生化處理后，廢水中殘留的有機(jī)物組分復(fù)雜，主要含有芳香族化合物，羧酸類，醇類，酚類等物質(zhì)，使得造紙廢水難降解.因此，越來越多的污水處理中引入深度處理工藝.

在深度處理技術(shù)中，F(xiàn)enton法相對于其它深度處理技術(shù)來說，具有抗干擾能力強(qiáng)，反應(yīng)速率快，適用范圍廣等優(yōu)點(diǎn)[3]，造紙企業(yè)常使用Fenton法深度處理造紙廢水.Fenton法主要依靠反應(yīng)中產(chǎn)生的強(qiáng)氧化性的羥基自由基(·OH)對有機(jī)物進(jìn)行降解，其反應(yīng)式如式(1)～(7)[4]所示：

Fe2++H2O2→Fe3++·OH+OH-

(1)

Organics+·OH→H2O+CO2+products

(2)

·OH+H2O2→H2O+HO2·

(3)

H2O2+Fe3+→Fe2++HO2·+H+

(4)

Fe3++HO2·→Fe2++O2+H+

(5)

Fe2++HO2·→Fe3++OH-

(6)

·OH+Fe2+→Fe3++OH-

(7)

隨著造紙廢水排放標(biāo)準(zhǔn)的日益嚴(yán)格，F(xiàn)enton法不能使其達(dá)標(biāo)排放，且較高的成本限制了其發(fā)展.因此，在實(shí)際中常對Fenton技術(shù)進(jìn)行改進(jìn)，如增加一些外部條件，如光Fenton，電Fenton，F(xiàn)enton吸附等，或和其他技術(shù)聯(lián)用來提高Fenton反應(yīng)的效果.Abou Elel等[4]采用Fenton氧化-活性炭法處理亞麻廢水，活性炭吸附后COD從470 mg/L降至50 mg/L.張家明等[5]采用Fenton活性炭復(fù)配法處理印染廢水，較單一Fenton，COD去除率提升了12.2%.陳立群等[6]研究MnO2催化Fenton試劑降解苯酚廢水，其活化能降低1.835 kJ/mol，得出MnO2對傳統(tǒng)Fenton具有催化作用.

Fenton技術(shù)的聯(lián)用或改進(jìn)保留Fenton法優(yōu)點(diǎn)的同時(shí)，又提高了其反應(yīng)效率.基于此，本研究以廢紙?jiān)旒垙U水經(jīng)深度處理后達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)為目的，提出以 Fenton 氧化為深度處理核心技術(shù)，系統(tǒng)研究Fenton氧化-活性炭吸附、Fenton活性炭復(fù)配、錳粉催化Fenton的三種Fenton工藝的升級改造，以期建立一套技術(shù)上可行、效果明顯、經(jīng)濟(jì)的廢紙?jiān)旒垙U水深度處理工藝.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 水樣來源與特性

實(shí)驗(yàn)廢水取自陜西某造紙廠二沉池出水，廢水取回后保存于4 ℃冰箱，廢水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.

表1 水樣指標(biāo)

1.2 實(shí)驗(yàn)主要藥品及儀器

(1)主要藥品

H2O2(30 wt%)、FeSO4·7H2O、錳粉(成分是MnO2)、活性炭(AC)(40～60目)、PAM等，所用藥品均為分析純.

(2)主要儀器

5B-6C型(V8)COD快速測定儀，搖床(THZ-100)，精密pH計(jì)(PHS-3c),真空泵(DLSZ)，紫外可見分光光度計(jì)(Lambda 25)，紅外光譜儀(vertex70).

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

(1)Fenton-活性炭吸附實(shí)驗(yàn)

取經(jīng)Fenton在正交試驗(yàn)得出的最優(yōu)條件下處理后的實(shí)驗(yàn)廢水100 mL于250 mL的錐形瓶內(nèi)，放入一定量的活性炭，在150 r/min的搖床內(nèi)反應(yīng)一段時(shí)間.反應(yīng)結(jié)束后真空抽濾，測濾液的COD值.

(2)Fenton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)

取100 mL實(shí)驗(yàn)廢水于250 mL的錐形瓶中，用10 wt% H2SO4調(diào)節(jié)pH到3～3.1，加入一定量的FeSO4·7H2O，待FeSO4·7H2O溶解后加入一定量的H2O2和活性炭，在150 r/min的搖床里反應(yīng)一段時(shí)間.反應(yīng)結(jié)束后真空抽濾，濾液用10 wt% NaOH調(diào)節(jié)pH到7～8，加入一滴0.1 wt%的PAM慢速攪拌5 min，靜置30 min后取上清液測其COD值.

(3)錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)

取100 mL實(shí)驗(yàn)廢水于250 mL的錐形瓶中，用10 wt% H2SO4調(diào)節(jié)pH至3～3.1，加入一定量的FeSO4·7H2O，搖至FeSO4·7H2O溶解后加入一定量的H2O2和錳粉，在150 r/min的搖床里反應(yīng)一段時(shí)間.反應(yīng)結(jié)束后用10 wt% NaOH調(diào)節(jié)pH到7～8，加入一滴0.1 wt%的PAM慢速攪拌5 min，靜置30 min后取上清液測其COD值.

1.4 分析測試方法

(1)紫外可見光譜分析

取一定量的實(shí)驗(yàn)廢水，使用0.45μm水性濾膜進(jìn)行抽濾，倒入石英比色皿進(jìn)行紫外可見光譜掃描.

(2)紅外光譜分析

取10 mL實(shí)驗(yàn)廢水于40 ℃烘箱內(nèi)烘干，取烘干后的固體1～2 mg與KBr一起研磨、壓片，后進(jìn)行紅外光譜分析.

(3)COD采用重鉻酸鉀法(GB11893-89).

2 結(jié)果與討論

2.1 造紙廢水生化出水有機(jī)物分析

圖1(a)為生化出水稀釋兩倍后的紫外可見光譜掃描圖.由圖1(a)可知，生化出水在可見光區(qū)的光譜范圍內(nèi)只有在400～500 nm范圍內(nèi)有較少的吸收，而在500～700 nm之間的吸收幅度減弱.生化出水在200～220 nm，230～250 nm處均有弱的吸收峰存在，并在250 nm后出現(xiàn)較長的吸收帶拖尾.200～220 nm的吸收峰可能是含苯環(huán)的芳香族化合物的E2吸收帶，230～250 nm 多為帶苯環(huán)或共軛雙鍵的有機(jī)物[7]，表明造紙廢水生化出水中仍殘留較多的木素及其衍生物的降解產(chǎn)物，如不飽和鍵或苯環(huán)等有機(jī)物，這是造成造紙廢水生化出水色度較高的原因.

圖1(b)是對造紙廢水生化出水溶解性有機(jī)物的紅外光譜分析圖.由圖1(b)可知，在3 200～3 600 cm-1處的吸收峰屬于O-H伸縮振動，已知醇羥基的伸縮振動頻率在3 400～3 200 cm-1范圍內(nèi)，酚羥基的伸縮振動在3 450～3 200 cm-1范圍內(nèi)[8].2 949 cm-1處的吸收峰主要是甲基、亞甲基的C-H拉伸.1 620 cm-1處的吸收峰是芳環(huán)類物質(zhì)引起的，說明造紙廢水生化出水中含有木素及其衍生物.1 439 cm-1處是羧基C=O伸縮振動引起的特征吸收峰，1 389 cm-1處是甲基-CH3伸縮振動引起的特征吸收峰，1 142 cm-1處是醚C-O-C伸縮振動產(chǎn)生的.998 cm-1和874 cm-1處的吸收峰主要是苯環(huán)的取代，反映的是芳香核C-H振動.627 cm-1處的吸收峰主要是醇或酚O-H面外彎曲振動產(chǎn)生的.

由圖1(a) 、(b)可知，造紙廢水生化出水中含有羥基、羧基、苯環(huán)等基團(tuán)，這也是造成廢水中芳香族化合物、醇類、酚類等物質(zhì)而導(dǎo)致造紙廢水生化出水難降解色度深的原因.

(a)紫外可見光譜圖

(b)紅外光譜圖圖1 造紙廢水生化出水光譜分析

2.2 正交試驗(yàn)結(jié)果與分析

影響Fenton氧化實(shí)驗(yàn)、Fenton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)和錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)的因素有很多，如Fenton試劑(Fe2+和H2O2)、活性炭投加量、錳粉投加量、反應(yīng)pH等.為了對上述因素進(jìn)行全面的考察，分別進(jìn)行四因素三水平的正交試驗(yàn)，探討各因素對不同指標(biāo)造成影響的顯著程度，初步確定最佳的工藝條件，正交試驗(yàn)因素水平如表2和表3所示.

表2 Fenton氧化正交試驗(yàn)因素水平表

表3 Fenton活性炭復(fù)配(錳粉催化Fenton)正交試驗(yàn)因素水平表

以反應(yīng)結(jié)束后上清液的COD去除率作為主要考察指標(biāo)，F(xiàn)enton氧化正交試驗(yàn)結(jié)果如表4所示.由表4可知，影響Fenton氧化實(shí)驗(yàn)的主次順序?yàn)椋篊>A>B>D,即pH值>H2O2投加量>Fe2+投加量>反應(yīng)時(shí)間.正交試驗(yàn)得到的Fenton氧化實(shí)驗(yàn)的最佳反應(yīng)條件為：pH為3，H2O2投加量為8 mmol/L，F(xiàn)e2+投加量為1.5 mmol/L.

表4 Fenton氧化正交試驗(yàn)結(jié)果

Fenton活性炭復(fù)配和錳粉催化Fenton正交試驗(yàn)的反應(yīng)時(shí)間取Fenton法正交試驗(yàn)得出的最佳值60 min.以反應(yīng)結(jié)束后上清液的COD去除率作為主要考察指標(biāo)，其結(jié)果如表5和表6所示.

由表5可知，影響Fenton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)的主次順序?yàn)椋篊>B>A>D1,即pH值>Fe2+投加量>H2O2投加量>活性炭投加量.正交試驗(yàn)得到的Fenton活性炭實(shí)驗(yàn)的最佳反應(yīng)條件為：Fe2+投加量為1.5 mmol/L，pH為3，H2O2投加量為6 mmol/L，活性炭投加量為8 g/L.

表5 Fenton活性炭復(fù)配正交試驗(yàn)結(jié)果

由表6可知，影響錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)的主次順序?yàn)椋篊>D2>A>B,即pH值>錳粉投加量>H2O2投加量>Fe2+投加量.正交試驗(yàn)得到的Fenton活性炭實(shí)驗(yàn)的最佳反應(yīng)條件為：Fe2+投加量為1.5 mmol/L，pH為3，H2O2投加量為6 mmol/L，活性炭投加量為8 g/L.

表6 錳粉催化Fenton正交試驗(yàn)結(jié)果

2.3 單因素對Fenton改進(jìn)技術(shù)深度處理造紙廢水的影響

2.3.1 pH對實(shí)驗(yàn)的影響

三種Fenton升級改造工藝在正交試驗(yàn)得出的最佳條件下進(jìn)行反應(yīng)：H2O2投加量為6 mmol/L，F(xiàn)e2+投加量為1.5 mmol/L，活性炭投加量為8 g/L，錳粉投加量為0.01 g/L.用10 wt% H2SO4和10 wt% NaOH調(diào)節(jié)Fenton活性炭復(fù)配和錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)的 pH值為2、3、4、5、6，調(diào)節(jié)Fenton-活性炭實(shí)驗(yàn)的pH值為4、5、6、7、8.觀察反應(yīng)pH對實(shí)驗(yàn)的影響，其結(jié)果如圖2所示.

圖2 反應(yīng)pH對實(shí)驗(yàn)的影響

由圖2可知，三種工藝處理后的出水COD去除率均隨著pH值的增大呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢.Fenton-活性炭吸附實(shí)驗(yàn)隨著pH值增大，COD去除率增大，這是因?yàn)榛钚蕴勘砻嬗腥跛嵝怨倌軋F(tuán)，隨著pH值的升高，活性炭上負(fù)電勢點(diǎn)增多，吸附率增加[9].當(dāng)pH大于6時(shí)，由于活性炭在吸附過程中，吸附質(zhì)的離子化程度及某些化學(xué)物質(zhì)的溶解度和解離度均受pH的影響，吸附率逐漸降低.當(dāng)pH值為2～5，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配與錳粉催化Fenton的COD去除率變化不大；當(dāng)pH大于5時(shí)，COD去除率下降較明顯.Fenton活性炭復(fù)配中活性炭利用自身的強(qiáng)吸附性，使污染物聚集在表明，又吸附Fe2+在表面發(fā)生催化反應(yīng)，從而提高反應(yīng)效果.pH為6時(shí)，F(xiàn)enton-活性炭吸附COD去除率最大值為75%，pH為3時(shí)，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配COD去除率達(dá)到最大值79.3%，而錳粉催化Fenton在pH為4時(shí)，COD去除率達(dá)到最大值68.7%.

2.3.2 H2O2投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

在最佳的pH條件下，其他條件不變，調(diào)節(jié)H2O2投加量為5 mmol/L、6 mmol/L、7 mmol/L、8 mmol/L、9 mmol/L，觀察H2O2投加量對實(shí)驗(yàn)的影響，其結(jié)果如圖3所示.

圖3 H2O2投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

由圖3可知，隨著H2O2投加量的增加，兩種工藝中，COD去除率呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢.這是因?yàn)镠2O2是決定反應(yīng)體系中·OH產(chǎn)生量的重要因素.當(dāng)H2O2加入量較少時(shí)，隨著H2O2投加量的增加，·OH的產(chǎn)生量增加，由反應(yīng)式(1)可以表明.當(dāng)投加量繼續(xù)增加時(shí)，過多的H2O2會與·OH發(fā)生公式(3)的反應(yīng)[10]，過量的雙氧水降低了Fenton氧化效率[11].其次，過多的H2O2會產(chǎn)生氣泡，使污泥上浮，導(dǎo)致出水中含有污泥，帶來二次污染的危害.Fenton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)中，隨H2O2投加量的增加，COD去除率變化較穩(wěn)定，這是因?yàn)楫?dāng)體系中Fenton氧化能力受H2O2投加量影響時(shí)，活性炭的吸附能力不受影響.當(dāng)H2O2投加量為6 mmol/L時(shí)，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)和錳粉催化Fenton COD去除率達(dá)到最大，分別是76.8%和68%.

2.3.3 Fe2+投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

在最佳反應(yīng)pH和H2O2投加量的條件下，其他條件不變，調(diào)節(jié)Fe2+投加量為1 mmol/L、1.5 mmol/L、2 mmol/L、2.5 mmol/L、3 mmol/L，觀察Fe2+投加量對實(shí)驗(yàn)的影響，其結(jié)果如圖4所示.

圖4 Fe2+投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

由圖4可知，當(dāng)Fe2+投加量在1～1.5 mmol/L的范圍內(nèi)，COD去除率逐漸增加，在Fe2+投加量達(dá)到1.5 mmol/L時(shí)，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)和錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)的COD去除率達(dá)到最大值分別為79.3%和68.8%.當(dāng)Fe2+投加量大于1.5 mmol/L時(shí)，COD去除率都呈現(xiàn)下降趨勢.這是因?yàn)?，F(xiàn)e2+投加量少時(shí)，不利于催化反應(yīng)的發(fā)生，產(chǎn)生·OH的量較少.在低濃度范圍內(nèi)，增加Fe2+的濃度，能夠提供有機(jī)物的去除能力，繼續(xù)增大Fe2+的投加量，過量的Fe2+與·OH發(fā)生公式(7)的反應(yīng)，降低了·OH的利用率[12].過量的Fe2+會在反應(yīng)結(jié)束后的中和過程增加NaOH的用量，并增加體系中污泥產(chǎn)量，從而導(dǎo)致出水色度增加.綜合經(jīng)濟(jì)和環(huán)保效益，確定兩種工藝的Fe2+最佳投加量為1.5 mmol/L.

2.3.4 活性炭投加量以及錳粉投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

三種工藝在最佳的反應(yīng)pH、Fenton試劑投加量的條件下，調(diào)節(jié)Fenton-活性炭和活性炭復(fù)配實(shí)驗(yàn)中活性炭的投加量為2 g/L、4 g/L、6 g/L、8 g/L、10 g/L、12 g/L，調(diào)節(jié)錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)中錳粉的投加量為0.005 g/L、0.01 g/L、0.015 g/L、0.02 g/L、0.025 g/L.觀察活性炭和錳粉投加量對實(shí)驗(yàn)的影響，其結(jié)果如圖5和圖6所示.

圖5 活性炭投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

由圖5可知，隨著活性炭投加量的增加，COD去除率逐漸增大后趨于平穩(wěn).Fenton活性炭復(fù)配中活性炭對金屬離子和有機(jī)物吸附作用，污染物濃縮聚集在活性炭附近并在活性炭表面與Fenton試劑反應(yīng).在活性炭表面既發(fā)生吸附反應(yīng)又發(fā)生Fenton催化反應(yīng)，提高了反應(yīng)效果，當(dāng)活性炭投加量達(dá)到8 g/L，COD去除率達(dá)到最大值79.3%，出水COD濃度降至33 mg/L.Fenton-活性炭吸附實(shí)驗(yàn)中活性炭最佳投加量為8 g/L，COD去除率達(dá)到最大68.8%，出水COD濃度降至40 mg/L.

圖6 錳粉投加量對實(shí)驗(yàn)的影響

在Fenton的體系中加入錳粉與加入活性炭的作用機(jī)理不同，加入活性炭是依靠活性炭較大的比表面積和強(qiáng)吸附性，體系中既發(fā)生催化Fenton反應(yīng)又發(fā)生吸附反應(yīng).Fenton反應(yīng)中加入錳粉是由于錳粉對H2O2的催化作用，機(jī)理與Fe2+催化H2O2相同，如反應(yīng)式(8)[13]所示:

Mn2++H2O2→Mn3++·OH+OH-

(8)

但是錳粉催化H2O2的能力遠(yuǎn)低于Fe2+的催化能力，錳粉催化Fenton主要源于錳粉與Fe2+的協(xié)同作用，較多研究證明錳對傳統(tǒng)Fenton有促進(jìn)作用，能夠提高·OH的產(chǎn)生[14,15].

錳粉投加量對實(shí)驗(yàn)的影響如圖6所示.隨著錳粉投加量的增加，COD去除率值呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢.在0.005～0.02 g/L的范圍內(nèi)，隨著錳粉投加量的增加,COD去除率逐漸升高，這是由于增加錳粉的量提高了與Fe2+的促進(jìn)作用，·OH的量增多，有機(jī)物降解的多，相應(yīng)的COD去除率較高，在錳粉投加量為0.02 g/L的條件下，COD去除率達(dá)到最大值85%，生化出水COD濃度降至24 mg/L.隨后增加錳粉，COD去除率由85%降至65% ，這是因?yàn)殄i粉的催化作用達(dá)到飽和，對·OH的產(chǎn)生不再起決定性作用.同時(shí)錳粉是·OH的清除劑.因此，考慮到錳粉對體系的促進(jìn)作用和抑制作用，確定0.02 g/L為錳粉的最佳投加量.

2.3.5 反應(yīng)時(shí)間對實(shí)驗(yàn)的影響

在最佳的反應(yīng)pH，F(xiàn)enton試劑投加量，活性炭投加量和錳粉投加量的條件下，調(diào)節(jié)反應(yīng)時(shí)間為20 min、40 min、60 min、90 min、120 min，觀察不同反應(yīng)時(shí)間對實(shí)驗(yàn)的影響，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖7所示.

圖7 反應(yīng)時(shí)間對實(shí)驗(yàn)的影響

由圖7可知，反應(yīng)時(shí)間在20～60 min的范圍內(nèi)，三種工藝下COD去除率不斷升高.錳粉催化Fenton實(shí)驗(yàn)的上升速率最快，幾乎呈直線的形式，在60 min時(shí)COD去除率達(dá)到85%.Fenton活性復(fù)配實(shí)驗(yàn)在20～60 min范圍內(nèi)表現(xiàn)出較好的反應(yīng)能力，活性炭吸附與Fenton氧化相結(jié)合在短時(shí)間內(nèi)使大部分有機(jī)物得到降解，60 min時(shí)COD去除率達(dá)到79.4%.Fenton-活性炭吸附實(shí)驗(yàn)中隨著吸附時(shí)間的增加活性炭逐漸達(dá)到了飽和狀態(tài).吸附時(shí)間達(dá)到60 min時(shí)，COD去除率 達(dá)到75%，出水COD值降到40 mg/L.綜合考慮處理效果和經(jīng)濟(jì)性，確定三種工藝的最佳反應(yīng)時(shí)間為60 min.

2.4 造紙廢水生化出水處理前后有機(jī)物變化

圖8(a)是生化出水經(jīng)過Fenton升級改造技術(shù)處理前后的紫外可見光譜分析圖.由圖8(a)可看出,生化出水經(jīng)Fenton氧化處理后，在紫外光譜200～220 nm范圍內(nèi)還有較弱的吸收峰，表明廢水中的有機(jī)物還有殘留.實(shí)驗(yàn)廢水經(jīng)Fenton-活性炭吸附、Fenton活性炭復(fù)配及錳粉催化Fenton處理后，在紫外光譜200～220 nm范圍內(nèi)吸收峰基本消除，表明所采用的三種Fenton升級改造技術(shù)對實(shí)驗(yàn)廢水中的有機(jī)物有較好的去除效率.

圖8(b)是生化出水經(jīng)過Fenton升級改造技術(shù)處理前后的紅外光譜分析圖.由圖8(b)可以看出,3 200～3 600 cm-1范圍內(nèi)的吸收峰強(qiáng)度明顯減弱，表明醇、酚類物質(zhì)得到降解或者轉(zhuǎn)化.實(shí)驗(yàn)廢水經(jīng)過Fenton氧化處理后在1 620 cm-1處的吸收峰強(qiáng)度沒有明顯的減弱，說明Fenton氧化對芳香族難降解化合物的降解能力較弱.生化出水經(jīng)過三種Fenton升級改造技術(shù)處理后在1 620 cm-1處的吸收峰強(qiáng)度減弱，其中生化出水經(jīng)過錳粉催化Fenton后在該處的吸收峰基本消失，表明錳粉催化Fenton對芳香族難降解化合物有較好的降解能力.在1 439 cm-1和1 389 cm-1處的特征峰吸收強(qiáng)度變?nèi)?，而? 142 cm-1和627 cm-1處吸收峰變化不明顯.由圖8(a) 、 (b)可知，生化出水經(jīng)Fenton和三種Fenton升級改造技術(shù)處理后，廢水中的芳香族化合物，醇類及酚類物質(zhì)得到降解或轉(zhuǎn)化.

(a)紫外可見光譜圖

(b)紅外光譜圖圖8 造紙廢水生化出水深度處理前后有機(jī)物變化的光譜分析

2.5 成本分析

對本研究采用的Fenton升級改造工藝進(jìn)行藥劑成本分析，以期為造紙廢水的深度處理提供一種低成本高效率的方法.本實(shí)驗(yàn)主要使用的藥劑有FeSO4·7H2O、H2O2(30 wt%)、活性炭、錳粉，其價(jià)格如表7所示.

表7 藥劑價(jià)格

以處理1 m3的造紙廢水生化出水所需的藥劑成本為指標(biāo)，在三種工藝最佳反應(yīng)條件下計(jì)算藥品投加量.各工藝的投藥量如表8所示.

表8 藥品投加量

根據(jù)在實(shí)驗(yàn)條件下的最佳投藥量計(jì)算其成本，結(jié)果如表9所示.由表9可得出，傳統(tǒng)Fenton處理造紙廢水生化出水的藥劑成本是1.044元/m3，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配由于活性炭的加入增加了藥劑成本，但考慮到Fenton活性炭復(fù)配和Fenton-活性炭吸附對COD的去除率較好，反應(yīng)較穩(wěn)定，相對來說是一種高效率的深度處理技術(shù).錳粉催化Fenton較傳統(tǒng)Fenton法不僅提高了反應(yīng)效率，更重要的是降低了藥劑成本，較傳統(tǒng)Fenton法節(jié)約了0.097元/m3.由藥劑成本分析得出，錳粉催化Fenton法效果較好、成本較低，是深度處理造紙廢水生化出水的較好選擇.

表9 藥劑成本

3 結(jié)論

(1)三種Fenton升級改造工藝Fenton-活性炭吸附，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配及錳粉催化Fenton深度處理造紙廢水生化出水，COD去除率最大值分別達(dá)到75%，79.4%，85%，出水COD濃度分別降40 mg/L，33 mg/L，24 mg/L.三種Fenton升級改造工藝都使得造紙廢水生化出水的COD值降至50 mg/L以下，滿足造紙廢水排放標(biāo)準(zhǔn).

(2)采用紫外可見光譜和紅外光譜分析對反應(yīng)前后水質(zhì)變化情況研究表明，三種Fenton升級改造技術(shù)對廢水中的芳香族化合物、醇類、酚類等難降解有機(jī)物有較好的去除效果，尤其是錳粉催化Fenton技術(shù)去除效果較明顯.

(3)對Fenton法和三種Fenton升級改造技術(shù)進(jìn)行藥劑成本分析.在實(shí)驗(yàn)條件下，傳統(tǒng)Fenton法的藥劑成本是1.044元/m3，F(xiàn)enton活性炭復(fù)配與Fenton-活性炭吸附由于活性炭的加入增加了藥劑成本.錳粉催化Fenton法比著單一Fenton法藥劑成本節(jié)約0.097元/m3.因此，基于效果和成本分析得出，錳粉催化Fenton法對造紙廢水的深度處理來說，是一種效率高成本低的方法.