Fenton氧化法與電絮凝法對(duì)水中鹽酸四環(huán)素的去除

楊曉婷，邱海燕，譙夢(mèng)丹，石 宇，徐 波,*，蘭貴紅，高 虹

(1.西南石油大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，四川成都 610500；2.吉林油田分公司油氣工程研究院，吉林松原 138000)

抗生素是一種具有抑制和殺滅病菌及致病微生物能力的化學(xué)物質(zhì)，近年來(lái)被普遍使用，導(dǎo)致其使用量非常大甚至出現(xiàn)濫用。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)36種抗生素向環(huán)境的總排放量為53 800 t，其中46%會(huì)排放進(jìn)入河流，54%會(huì)被土壤吸收[1]。環(huán)境中抗生素的大量殘留會(huì)導(dǎo)致耐藥基因和細(xì)菌的大量產(chǎn)生[2-3]，造成水體、沉積物和土壤的污染。鹽酸四環(huán)素(tetracycline hydrochloride，TC)作為醫(yī)療和畜牧業(yè)常用抗生素，在水體、土壤等介質(zhì)中大量殘留。在水環(huán)境中，殘留的TC不僅會(huì)影響水中微生物的組成與活性，還會(huì)對(duì)水生生物產(chǎn)生毒害作用，從而破壞水環(huán)境的生態(tài)平衡，給人類(lèi)健康和生態(tài)系統(tǒng)帶來(lái)影響[4]。

目前，物化法[5-7]和生物法[8-9]是處理抗生素廢水的常用方法，但這些方法各有局限。高級(jí)氧化技術(shù)(AOPs)作為一種降解廢水中難降解有機(jī)物的方法，包括臭氧氧化法[10]、濕式氧化法[11]、光催化氧化法[12]等。在AOPs中，F(xiàn)enton氧化法作為處理抗生素廢水的傳統(tǒng)方法，因其氧化效率高且操作簡(jiǎn)單而得到普遍應(yīng)用[13-14]。同樣，電絮凝法(electroflocculation，EF)因?yàn)樘幚沓杀镜土⑿矢?、不?huì)造成二次污染以及污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點(diǎn)而應(yīng)用于抗生素廢水的處理[7,15]。然而，報(bào)道這兩種方法單獨(dú)運(yùn)用于抗生素處理的研究雖多，但缺乏兩種方法同做比較的研究。

本試驗(yàn)以TC溶液為處理對(duì)象，研究Fenton氧化法的H2O2投加量、FeSO4·7H2O投加量、初始pH、反應(yīng)時(shí)間和初始TC濃度對(duì)TC去除效果的影響，以及EF中電流強(qiáng)度、極板距離、電解時(shí)間和初始TC濃度對(duì)TC去除效果的影響，并比較Fenton氧化法與EF對(duì)TC去除中哪一種效率更高，為去除水中TC的實(shí)際應(yīng)用提供參考。

1 試驗(yàn)材料和方法

1.1 試驗(yàn)試劑及儀器

試驗(yàn)試劑：TC；檸檬酸三鈉(分析純)；FeSO4·7H2O(分析純)；H2O2(30%)；Na2SO4(分析純)；NaOH(分析純)；濃H2SO4(98%)。其余試劑均為分析純，試驗(yàn)過(guò)程中所有水溶液均使用超純水配制。

試驗(yàn)儀器：電解槽；多用電泳儀(DYY-10C型電泳儀)；磁力攪拌器(78-1)；COD消解儀(COD-571-1)；紫外分光光度計(jì)(UV-1800)；PHS-3C型精密pH計(jì)。

試驗(yàn)裝置：電絮凝裝置如圖1所示。電絮凝反應(yīng)體系由電解槽、金屬電極、磁力攪拌器和多用電泳儀組成，其中反應(yīng)器大小為100 mm×100 mm×100 mm，有效容積為0.9 L。

圖1 電絮凝試驗(yàn)裝置Fig.1 Experimental Setup of EF Process

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)用水采用TC(100 mg/L)和檸檬酸三鈉(50 mg/L)混合配制的溶液，其CODCr含量為(246.4±20.0) mg/L，pH值為5.4±0.2。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 Fenton氧化試驗(yàn)方法

室溫下量取100 mL配制溶液于250 mL燒杯中，用一定濃度的NaOH和H2SO4調(diào)節(jié)pH至指定范圍，然后在磁力攪拌器的攪拌下加入一定量的FeSO4·7H2O，待其溶解后加入一定體積的H2O2(30%)，反應(yīng)一定時(shí)間后，靜置一段時(shí)間，取濾清液測(cè)定TC去除率、CODCr去除率。

1.3.2 電絮凝試驗(yàn)方法

每次試驗(yàn)在電解槽中加入300 mL待處理配制溶液，并加入適量的Na2SO4(100 mg/L)作為電解質(zhì)。將金屬電極(鋁、鐵電極)插入電解槽中連接電源，電極板(尺寸為96 mm×100 mm，厚為3 mm)每次使用前用砂紙打磨至光滑并用稀鹽酸(0.1 mol/L)清洗，每塊極板的有效尺寸為19 mm ×100 mm，電極間距根據(jù)試驗(yàn)所需用電解槽內(nèi)的小卡槽調(diào)節(jié)，電流強(qiáng)度由多用電泳儀調(diào)節(jié)。反應(yīng)一定時(shí)間，取樣過(guò)濾后測(cè)定TC去除率、CODCr去除率。

1.4 分析項(xiàng)目與測(cè)定

(1)CODCr：重鉻酸鹽法(HJ 828—2017)。

(2)TC：所取水樣經(jīng)0.45 μm水系濾膜過(guò)濾后進(jìn)行各項(xiàng)參數(shù)測(cè)定。TC用紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)于276.4 nm波長(zhǎng)(此波長(zhǎng)下檸檬酸三鈉無(wú)吸收)下進(jìn)行定量測(cè)定，該波長(zhǎng)為T(mén)C在200～400 nm的最大吸收波長(zhǎng)(圖2)。配制TC質(zhì)量濃度為0、1、2、4、6、8、10、20、40、60 mg/L，用紫外分光光度計(jì)在276.4 nm下測(cè)量不同TC質(zhì)量濃度的吸光度A，繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)并得到線(xiàn)性回歸方程A=0.035 8cTC-0.009 3，相關(guān)系數(shù)R2=0.999 61，利用線(xiàn)性回歸方程可計(jì)算不同吸光度下TC的濃度，TC濃度-吸光度標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)如圖3所示。

圖2 TC紫外掃描圖譜Fig.2 UV Scanning Spectrum of TC

圖3 TC濃度-吸光度標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)Fig.3 Standard Curve of TC Concentration-Absorbance

1.5 降解效率評(píng)估計(jì)算

試驗(yàn)中主要測(cè)定的是CODCr和TC含量，根據(jù)得到的試驗(yàn)數(shù)據(jù)可以計(jì)算出CODCr及TC去除率，去除率的計(jì)算如式(1)和式(2)。

(1)

(2)

其中：η1——TC去除率；

η2——CODCr去除率；

c0——TC模擬廢水中原始TC的質(zhì)量濃度，mg/L；

ci——TC模擬廢水經(jīng)處理后TC的質(zhì)量濃度，mg/L；

C0——TC模擬廢水原始CODCr的質(zhì)量濃度，mg/L；

Ci——TC模擬廢水經(jīng)處理后CODCr的質(zhì)量濃度，mg/L。

1.6 電能耗計(jì)算

試驗(yàn)中降解所需的電耗能計(jì)算如式(3)。

(3)

其中：W——降解1 L抗生素所需要消耗的電能，kW·h/L；

t——電解時(shí)間，h；

V——溶液體積，L；

U——平均電壓，V；

I——電流強(qiáng)度，A。

2 結(jié)果和討論

2.1 Fenton氧化法對(duì)水中TC的去除

2.1.1 H2O2投加量的影響

H2O2是反應(yīng)過(guò)程中·OH的來(lái)源，因此，·OH的產(chǎn)生量與Fenton試劑的投加量相關(guān)[16]。試驗(yàn)初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，初始pH值為5.4，F(xiàn)eSO4·7H2O投加量為2.323 g/L，反應(yīng)時(shí)間為20 min。設(shè)置H2O2投加量為0.8、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0 mL/L這6個(gè)梯度，探究不同H2O2投加量對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖4所示。

圖4 H2O2投加量對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.4 Effect of H2O2 Dosage on TC and CODCr Removal

結(jié)果表明，TC和CODCr去除率隨著H2O2投加量的增加先增加后減少，當(dāng)H2O2投加量為2.0 mL/L時(shí)，TC和CODCr去除率分別為76.74%和60.00%，當(dāng)H2O2投加量大于2.0 mL/L時(shí)，TC和CODCr去除率有減小的趨勢(shì)。因此，在Fe2+含量一定的條件下，降解效率主要取決于H2O2的投加量[17]。因?yàn)樵谒嵝郧闆r下，F(xiàn)e2+會(huì)催化H2O2生成·OH，隨著H2O2投加量增加，·OH生成量不斷增加并被全部用于降解，故TC和CODCr去除率不斷增加；但當(dāng)H2O2投加量超過(guò)一定值時(shí)，過(guò)多的H2O2部分自身分解，且過(guò)多的H2O2與Fe2+反應(yīng)生成Fe3+，F(xiàn)e3+會(huì)抑制·OH的生成[18]，同時(shí)過(guò)多的H2O2會(huì)增加其對(duì)·OH的捕獲而產(chǎn)生·O2H，·O2H氧化能力低于·OH[19]。因此，當(dāng)H2O2投加量繼續(xù)增加時(shí)，TC和CODCr去除效果受到微弱抑制。綜上，確定最佳H2O2投加量為2.0 mL/L。

2.1.2 Fe2+投加量的影響

試驗(yàn)初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，初始pH值為5.4，根據(jù)2.1.1確定H2O2投加量為2.0 mL/L，反應(yīng)時(shí)間為20 min。設(shè)置FeSO4·7H2O投加量為1.158、1.544、2.316、4.634、5.790、9.264、23.160 g/L這7個(gè)梯度，探究不同F(xiàn)eSO4·7H2O投加量對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖5所示。

圖5 FeSO4·7H2O投加量對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.5 Effect of FeSO4·7H2O Dosage on TC and CODCr Removal

結(jié)果表明，TC及CODCr去除率會(huì)隨FeSO4·7H2O投加量的增加先增大后減小，當(dāng)FeSO4·7H2O投加量為4.634 g/L時(shí)，TC及CODCr去除率最大，分別為78.46%、70.00%。這是因?yàn)樵谝欢ǚ秶鷥?nèi)，當(dāng)FeSO4·7H2O投加量少時(shí)，F(xiàn)e2+催化H2O2產(chǎn)生的·OH較少，對(duì)TC及CODCr去除效果不好；當(dāng)FeSO4·7H2O投加量增加時(shí)，產(chǎn)生的·OH相應(yīng)增加，對(duì)TC及CODCr去除效果相應(yīng)提高；但當(dāng)FeSO4·7H2O投加量超過(guò)某一投加量后，過(guò)量的Fe2+會(huì)消耗H2O2和·OH生成Fe3+，使·OH的產(chǎn)生速率和數(shù)量下降，從而使TC及CODCr去除效果降低[18,20]。綜上，確定最佳FeSO4·7H2O投加量為4.634 g/L。

2.1.3 初始pH的影響

試驗(yàn)初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，根據(jù)2.1.1和2.1.2確定H2O2和FeSO4·7H2O投加量分別為2.0 mL/L、4.634 g/L，反應(yīng)時(shí)間為20 min。設(shè)置初始pH值為1.0、3.0、5.0、7.0、9.0、11.0這6個(gè)梯度，探究不同初始pH對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖6所示。

圖6 初始pH值對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.6 Effect of Initial pH Value on TC and CODCr Removal

2.1.4 反應(yīng)時(shí)間的影響

試驗(yàn)初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，根據(jù)2.1.1、2.1.2、2.1.3確定H2O2投加量為2.0 mL/L、FeSO4·7H2O投加量為4.634 g/L、初始pH值為3.0。設(shè)置反應(yīng)時(shí)間為3、5、10、15、20、25、35、45 min這8個(gè)梯度，探究不同反應(yīng)時(shí)間對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖7所示。

圖7 反應(yīng)時(shí)間對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.7 Effect of Reaction Time on TC and CODCr Removal

結(jié)果表明，在反應(yīng)前20 min內(nèi)，TC及CODCr去除率隨時(shí)間的延長(zhǎng)而增加；當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為20 min時(shí)，TC及CODCr去除率達(dá)到最大值，分別為91.67%、75.00%；當(dāng)反應(yīng)時(shí)間大于20 min時(shí)，CODCr去除率隨時(shí)間的延長(zhǎng)而趨于穩(wěn)定，TC去除率雖然有所下降但下降很少，整體趨勢(shì)趨于穩(wěn)定。Fenton氧化法處理廢水反應(yīng)從反應(yīng)時(shí)間可分為2個(gè)反應(yīng)過(guò)程，一個(gè)是Fe2+的催化降解反應(yīng)。一個(gè)是Fe3+的催化降解反應(yīng)?！H和·O2H都有降解有機(jī)物質(zhì)的能力，但·O2H的氧化能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于·OH，且·O2H的產(chǎn)生速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于·OH的產(chǎn)生速率，故在反應(yīng)初期內(nèi)可達(dá)到較好的處理效果[24]；隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，去除TC的·OH生成量會(huì)因?yàn)镕enton試劑的逐漸消耗而逐漸減少，使TC去除率最終趨于穩(wěn)定[20]?？梢?jiàn)，最佳反應(yīng)時(shí)間為20 min。

2.1.5 初始TC濃度的影響

試驗(yàn)以100 mL配制溶液計(jì)算，由2.1.1、2.1.2、2.1.3、2.1.4確定H2O2投加量為2.0 mL/L、FeSO4·7H2O投加量為4.634 g/L、初始pH值為3.0、反應(yīng)時(shí)間為20 min。設(shè)置初始TC質(zhì)量濃度為80、100、120 mg/L這3個(gè)梯度，探究不同初始TC濃度對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖8所示。

圖8 初始TC濃度對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.8 Effect of Initial Concentration of TC on TC and CODCr Removal

結(jié)果表明，在一定濃度范圍內(nèi)，隨初始TC濃度的增大，TC及CODCr去除率減小。當(dāng)初始TC質(zhì)量濃度從80 mg/L增大到100 mg/L時(shí)，TC去除率從95.01%降到91.67%，CODCr去除率從85.71%降到75.00%；當(dāng)初始TC質(zhì)量濃度繼續(xù)增大到120 mg/L時(shí)，TC去除率下降了0.53%，CODCr去除率下降了20.00%。因?yàn)樵贔enton試劑產(chǎn)生·OH的量一定的情況下，能氧化降解TC的量是一定的，但單位體積TC分子數(shù)量增大，與·OH反應(yīng)的TC分子增多，所以TC去除率雖有所下降但下降得不多。此外，由于在給定條件下·OH生成速率恒定，達(dá)到相同的礦化度需要更長(zhǎng)的處理時(shí)間，故100 mg/L時(shí)的CODCr去除率比80 mg/L時(shí)的CODCr去除率下降了10.71%[25]。因此，當(dāng)TC濃度逐漸增大時(shí)，TC和CODCr去除率會(huì)隨濃度的增加而減小?？梢?jiàn)，TC溶液初始質(zhì)量濃度為100 mg/L時(shí)，雖去除率不是最高的，但卻是最合適的。

2.2 電絮凝法對(duì)水中TC的去除

2.2.1 電流強(qiáng)度的影響

試驗(yàn)選定鐵和鋁為電極，初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，電極間距為34 mm，電解反應(yīng)時(shí)間為30 min。設(shè)置電流強(qiáng)度為0.05、0.10、0.15、0.20、0.30 A這5個(gè)梯度，探究不同電流強(qiáng)度對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖9所示。

馬來(lái)酸氟吡汀聯(lián)合美洛昔康用于前正中開(kāi)胸二尖瓣置換術(shù)患者術(shù)后鎮(zhèn)痛的臨床觀察 …………………… 林 濤等（22）：3142

圖9 電流強(qiáng)度對(duì)電絮凝反應(yīng)體系的影響Fig.9 Effect of Current Intensity on EF Reaction System

圖10 電極板距離對(duì)電絮凝反應(yīng)體系的影響Fig.10 Effect of Inter-Electrode Distance on EF Reaction System

圖9表明，當(dāng)電流強(qiáng)度小于0.20 A時(shí)，鋁和鐵電極的TC和CODCr去除率隨著電流強(qiáng)度增大而增大；當(dāng)電流強(qiáng)度為0.20 A時(shí)，鋁電極的TC、CODCr去除率分別為97.14%、80.00%，鐵電極的TC、CODCr去除率分別為88.57%、75.00%；當(dāng)電流強(qiáng)度增大到0.30 A時(shí)，鋁電極的TC去除率下降到87.74%，鐵電極的TC去除率不再變化，鋁和鐵電極的CODCr去除率都保持不變。因此，鋁電絮凝對(duì)TC的絮凝作用比鐵電絮凝更好。因?yàn)殡S著電流強(qiáng)度的增加，金屬氧化物量增加，電極板產(chǎn)生處理廢水的絮凝劑增多，使膠體顆粒失穩(wěn)，共同形成更多的沉淀，同時(shí)陽(yáng)極氧化作用也隨電流強(qiáng)度的增加而增強(qiáng)，最終促使TC及CODCr的去除率上升[26-27]；單質(zhì)鋁的還原性比單質(zhì)鐵強(qiáng)，隨著電流的增加，鋁會(huì)先于鐵生成金屬離子，使金屬離子量多于鐵，金屬鋁離子和OH-之間的碰撞率高于金屬鐵離子，因此，鋁電絮凝會(huì)優(yōu)于鐵電絮凝[28]。然而在電流強(qiáng)度增大的同時(shí)，可能會(huì)產(chǎn)生水氧化和金屬氧化的競(jìng)爭(zhēng)，從而降低TC及CODCr去除效率，還會(huì)使電極板的鈍化程度加重，帶來(lái)一些損耗[29]。綜上，確定最佳電流強(qiáng)度為0.20 A。

2.2.2 電極板距離的影響

試驗(yàn)選定鐵和鋁為電極，初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，根據(jù)2.2.1確定電流強(qiáng)度為0.20 A，電解反應(yīng)時(shí)間為30 min。設(shè)置電極間距為22、28、34、40、46、52 mm這6個(gè)梯度，探究不同電極板距離對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖10所示。

圖10表明，在極板距離為22～52 mm時(shí)，鐵和鋁電極的TC和CODCr去除率隨著電極板間距增大而先增大后減小。當(dāng)電極間距為34 mm時(shí)兩電極的去除率均取得最大值，鐵電極的TC、CODCr去除率分別為88.57%、75.00%，鋁電極的TC、CODCr去除率97.14%、80.00%。這可能是因?yàn)榇藭r(shí)電極板產(chǎn)生的大量氫氧化物絮體有充足的空間與廢水中的TC接觸反應(yīng)，去除率較高。當(dāng)電極板間距過(guò)小時(shí)，雖然此時(shí)板間電阻較小、耗能少且氫氧化物絮體大量生成，但過(guò)小的電極板間距會(huì)影響電解反應(yīng)中電子和離子的擴(kuò)散[30]；而隨著電極板間距增加，電阻也增加，電解反應(yīng)中電子和離子遷移的速度變慢，離子和羥基聚合物之間的相互作用減少，使去除效果較差[27]。因此，最佳電極板距離確定為34 mm。

2.2.3 電解時(shí)間的影響

試驗(yàn)選定鐵和鋁為電極，初始TC質(zhì)量濃度為100 mg/L，根據(jù)2.2.1、2.2.2確定電流強(qiáng)度為0.20 A、電極間距為34 mm。設(shè)置電解反應(yīng)時(shí)間為5、8、13、16、20、30、35 min這7個(gè)梯度，探究不同電解時(shí)間對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖11所示。

圖11 電解時(shí)間對(duì)電絮凝反應(yīng)體系的影響Fig.11 Effect of Electrolysis Time on EF Reaction System

圖11表明，鐵和鋁電極的TC和CODCr去除率都隨著電解時(shí)間的延長(zhǎng)先增加后趨于穩(wěn)定。當(dāng)電解時(shí)間為20 min時(shí)，鐵電極的TC、CODCr去除率分別為88.57%、75.00%，鋁電極的TC、CODCr去除率分別為95.32%、80.00%。而當(dāng)電解時(shí)間大于20 min時(shí)，鐵和鋁電極的TC去除率雖然在增大但增加的趨勢(shì)減緩，CODCr去除率則變化不大。這是因?yàn)殡S著時(shí)間的增加，更多的絮凝劑被釋放到水中[31]。根據(jù)法拉第方程可知，當(dāng)電流強(qiáng)度一定時(shí)，電解反應(yīng)過(guò)程中金屬電極失去電子形成金屬離子的質(zhì)量與電解時(shí)間成正比，電解時(shí)間增加，電極釋放出的金屬離子數(shù)量隨之增加，與·OH形成更多的氫氧根化物絮凝體，吸附更多的污染物顆粒，如式(4)[32]。

ΔM=MIt/(nF)

(4)

其中：ΔM——產(chǎn)生的離子質(zhì)量，kg；

M——物質(zhì)的摩爾質(zhì)量，kg/mol；

I——反應(yīng)電流，A；

t——反應(yīng)時(shí)間，min；

n——化合物中正化合價(jià)總數(shù)的絕對(duì)值；

F——法拉第常數(shù)，9.65×104C/mol。

2.2.4 初始TC濃度的影響

試驗(yàn)選定鐵和鋁為電極，以300 mL配制溶液計(jì)算，根據(jù)2.2.1、2.2.2、2.2.3確定電流強(qiáng)度為0.2 A、電極間距為34 mm、電解時(shí)間為20 min。設(shè)置初始TC質(zhì)量濃度為80、100、120 mg/L這3個(gè)梯度，探究不同初始TC濃度對(duì)TC及CODCr去除效果的影響，結(jié)果如圖12所示。

圖12 初始TC濃度對(duì)電絮凝反應(yīng)體系的影響Fig.12 Effect of Initial Concentration of TC on EF Reaction System

2.3 Fenton氧化法與電絮凝法對(duì)水中TC的去除比較

試驗(yàn)以300 mL配制溶液計(jì)算，分別采用電絮凝法和Fenton氧化法處理，其中電絮凝法分別選定鐵和鋁為電極，在電流強(qiáng)度為0.2 A、平均電壓U=135 V、電極間距為34 mm、電解時(shí)間為20 min下電絮凝降解100 mg/L的TC溶液，F(xiàn)enton氧化法以H2O2投加量為0.19 mL/L、FeSO4·7H2O投加量為0.441 7 g/L、反應(yīng)時(shí)間為20 min降解100 mg/L的TC溶液，探究不同體系對(duì)TC及CODCr去除效果的影響。結(jié)果如圖13所示。

圖13 兩種體系對(duì)TC及CODCr去除效果的影響Fig.13 Effect of Two Systems on TC and CODCr Removal

圖13表明，在相同能耗與成本下，鋁電極的TC、CODCr去除率分別為97.75%、78.74%，鐵電極的TC、CODCr去除率比鋁電極小，分別為88.74%、67.83%，F(xiàn)enton氧化法的TC、CODCr去除率分別為57.18%、40.14%。由此可知，在能耗或成本相同下鋁電絮凝對(duì)100 mg/L的TC溶液的TC及CODCr去除效果更好。并且從鋁電絮凝對(duì)TC及CODCr的高去除率可以推斷出TC溶液經(jīng)過(guò)電絮凝處理后可能被分解成分子小碎片，提高了廢水的生物可降解性。根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)，實(shí)際生產(chǎn)廢水中生化法對(duì)TC有較高的去除效果(表1)，去除效果最高可達(dá)97%，但能去除的初始TC濃度都很低，而本試驗(yàn)鋁電絮凝法雖然處理的是TC溶液，但能去除初始TC濃度高于生化物法的幾十倍，且TC去除率高達(dá)97.75%，故本試驗(yàn)處理100 mg/L的TC溶液時(shí)鋁電絮凝法比生化法更優(yōu)。

對(duì)鋁電絮凝20 min后的TC溶液進(jìn)行GC-MS檢測(cè)(圖14)，結(jié)果表明電絮凝之后的一部分TC產(chǎn)物為含有喹啉、多環(huán)等新官能團(tuán)化合物，而不同新官能團(tuán)化合物會(huì)有不同的毒性，故TC溶液電絮凝后的毒性可能不會(huì)遵循下降趨勢(shì)[39-40]。

表1 生產(chǎn)廢水中TC的去除Tab.1 Removal of TC in Production Wastewater

圖14 TC溶液電解20 min后產(chǎn)物GC-MS譜圖Fig.14 GC-MS Spectrum of Product after 20 min of Electrolysis of TC Solution

試驗(yàn)處理300 mL配制溶液，電絮凝體系所消耗電能為0.03 kW·h/L，根據(jù)成都市平均電價(jià)為0.491 3元/(kW·h)，電費(fèi)價(jià)格為14.74元/(t水)，F(xiàn)enton氧化法中H2O2價(jià)格為0.024元/mL，F(xiàn)eSO4·7H2O價(jià)格為0.023 04元/g，F(xiàn)enton氧化法處理成本為14.74元/(t水)，但不包括pH調(diào)節(jié)和回調(diào)的費(fèi)用。

綜上，鋁電絮凝法只有在處理高濃度的TC溶液時(shí)才有使用的價(jià)值，在處理低濃度的TC溶液時(shí)采用生化法較為經(jīng)濟(jì)。

3 結(jié)論

(1)100 mg/L的TC溶液分別在Fenton氧化法和EF降解最優(yōu)條件下的處理效果：Fenton氧化法對(duì)TC、CODCr去除率分別為91.67%、80.00%；鐵電極的TC、CODCr去除率分別為88.57%、75.00%；鋁電極的TC、CODCr去除率分別為95.32%、80.00%。鋁電極處理TC的效率高于鐵電極和Fenton氧化法。

(2)Fenton氧化法處理100 mg/L的TC溶液，F(xiàn)e2+催化H2O2生成大量的·OH氧化降解廢水中的TC，反應(yīng)速率快，處理效果好，但處理后的溶液中含有Fe2+、Fe3+，使廢水色度大、礦化度高，且當(dāng)處理溶液中的有機(jī)物質(zhì)時(shí)，可能會(huì)有H2O2藥品的浪費(fèi)，這會(huì)增加一定的投資成本。而EF處理100 mg/L的TC溶液，不用添加藥劑，電解時(shí)極板會(huì)生成含有絮凝作用的物質(zhì)，將溶液中的細(xì)小顆粒進(jìn)行沉淀，且處理后的TC溶液色度小、礦化度低，此外EF具有設(shè)備簡(jiǎn)單、操作方便、占地面積小、容易實(shí)現(xiàn)自動(dòng)化的優(yōu)點(diǎn)。