陳 琳,許 柯,任洪強,丁麗麗,耿金菊
(南京大學 環境學院污染控制與資源化研究國家重點實驗室,江蘇 南京 210046)
維生素B12(簡稱VB12)是一種由含鈷的卟啉類化合物組成的B族維生素。我國是VB12生產大國,華北制藥集團、石藥集團、河北玉峰集團、寧夏多維藥業等均是VB12生產企業[1]。VB12生產過程中會產生大量廢水,廢水中含有培養基殘渣、大分子蛋白、酮類、丙酸、二甲基苯并咪唑等難降解物質[2]。馮斐等[2]用微電解—MBR工藝處理VB12生產廢水的厭氧處理出水,出水COD達到230~280 mg/L。邢奕等[3]用微電解聯合膨潤土吸附處理VB12生產廢水,COD和色度去除率分別達71%和88%。河北石家莊某VB12生產企業廢水的處理工藝為厭氧—好氧生物處理,但出水無法滿足GB8978—1996《污水綜合排放標準》[4]規定的COD≤300 mg/L的要求。
本工作采用混凝—Fenton法對河北石家莊某VB12生產企業的廢水進行深度處理,考察了各操作參數對COD和色度去除效果的影響,確定了最佳工藝條件,并從經濟角度分析了工藝可行性,可為VB12廢水的達標處理提供參考和借鑒。
廢水取自河北石家莊某VB12生產企業厭氧—好氧工藝生化出水,水質情況:COD=640~820 mg/L,色度600~700倍,BOD5/COD=0.03,可生化性很差。
H2O2(26%(w)),FeSO4·7H2O,NaOH,H2SO4:分析純;聚合硫酸鐵(PFS):工業純。
FE20型pH計:Mettler Toledo公司;SW 6型六聯攪拌機:英國Armfield公司。
1.2.1 混凝實驗
取500 m L廢水,用濃度為2 mol/L的NaOH或4 mol/L的H2SO4調節廢水的混凝pH,加入5%(w)PFS溶液,以150 r/min的攪拌速率快攪3 min,以50 r/min的攪拌速率慢攪10 min,靜置沉降后取上清液測定COD和色度。1.2.2 Fenton實驗
取混凝出水500 m L,用濃度為2 mol/L的NaOH或4 mol/L的H2SO4調節廢水的氧化pH,加入一定量的FeSO4·7H2O,攪拌溶解后,加入H2O2,以100 r/m in的攪拌速率氧化反應一段時間。反應結束后,立即取少量反應液測定H2O2的含量(加堿前H2O2的剩余量);然后加堿調節溶液pH至中性,攪拌均勻取混合液測COD;靜置沉淀一段時間,待溶液分層后,取上清液測定COD、色度和H2O2的含量(加堿后H2O2的剩余量)。COD按文獻 [5]報道的方法校正。混凝實驗和Fenton實驗均在室溫(25±1)℃下進行。
采用重鉻酸鉀法測定COD[6];采用稀釋倍數法測定色度[6];采用硫酸鈦分光光度法測定H2O2含量[7]。
2.1.1 混凝pH對混凝效果的影響
當PFS加入量為300 mg/L時,混凝pH對混凝段COD和色度的去除率的影響見圖1。當pH=3.5~6.5時,COD和色度的去除率的變化趨勢基本相同;當pH=6.5~8.5時,混凝效果很差,COD去除率只有5%左右;當pH=4.5時,COD和色度的去除率達最大值(分別為28.5%和60.7%)。這是因為廢水中含有較多的腐殖酸類物質,在酸性條件下,PFS混凝去除腐殖酸的效果較好[8-9]。故混凝pH為4.5較適宜。

圖1 混凝pH對混凝段COD和色度的去除率的影響
2.1.2 PFS加入量對混凝效果的影響
當混凝pH為4.5時,PFS加入量對混凝段COD和色度的去除率的影響見圖2。由圖2可見:PFS加入量從100 mg/L增至300 mg/L時,COD去除率從1.1%增至28.5%,色度去除率從21.4%增至60.7%;當PFS加入量大于300 mg/L時,COD和色度的去除率變化趨緩。故選擇PFS加入量為300 mg/L較適宜。

圖2 PFS加入量對混凝段COD和色度的去除率的影響
2.2.1 H2O2加入量對處理效果的影響
當氧化pH 3.0、 FeSO4·7H2O加入量300 mg/L、反應時間3 h時,H2O2加入量對Fenton 段COD和色度的去除率的影響見圖3。由圖3可見:當H2O2加入量小于420 mg/L時,COD和色度的去除率隨H2O2加入量的增加而增大;當H2O2加入量大于420 mg/L時,COD和色度的去除率變化不大,H2O2的消耗量(H2O2加入量和加堿前H2O2剩余量的差值)卻持續增大。這可能是因為在Fenton反應過程中,生成了一些難降解有機物(如短鏈有機酸等)[10-11],而過量H2O2與·OH發生反應[12],消耗了H2O2。故選擇H2O2加入量為420 mg/L較適宜。

圖3 H2O2加入量對Fenton段COD和色度的去除率的影響
2.2.2 FeSO4·7H2O加入量對處理效果的影響
當氧化pH 3.0、H2O2加入量420 mg/L、反應時間3 h時,FeSO4·7H2O加入量對Fenton段COD和色度的去除率的影響見圖4。

圖4 FeSO4·7H2O加入量對Fenton段COD和色度的去除率的影響
Fenton法對有機物的去除作用可分為Fenton氧化作用和Fenton混凝作用,Fenton氧化作用去除的COD為進水COD 和反應混合液COD的差值;Fenton混凝作用去除的COD為Fenton法去除的全部COD 和Fenton氧化作用去除的COD的差值[12]。由于廢水已經過混凝處理,所以Fenton混凝作用去除的COD較小,在10%左右波動。由圖4可見,當FeSO4·7H2O加入量小于167 mg/L或大于500 mg/L時,Fenton氧化作用對COD的去除率均有減小的趨勢。這是因為:Fe2+較少時,分解H2O2產生·OH的速率較慢;Fe2+過量時,會與·OH反應[13],與廢水中的有機物形成競爭。考慮到COD和色度的去除效果以及減少H2O2的殘留,選擇FeSO4·7H2O加入量為334 mg/L較適宜。
2.2.3 氧化pH對處理效果的影響
當H2O2加入量420 mg/L、FeSO4·7H2O加入量334 mg/L、反應時間3 h時,氧化pH對Fenton段COD和色度的去除率的影響見圖5。由圖5可見:當pH=2.5~5.0時,COD和色度的去除率均較高,COD去除率為43.3%~45.2%,色度去除率為78.1%~81.8%;當pH=2.0時,COD和色度的去除率均減小,H2O2消耗量隨之減小。這是因為:pH過低時,Fe2+在水溶液中形成了分解H2O2速率相對較慢的[Fe(H2O)]2+,產生的·OH減少[14],但H+含量過高也會抑制Fe3+與H2O2之間的反應[15];當pH>5.0時,COD和色度的去除率降低,H2O2消耗量減少,這可能是因為Fe3+形成了不溶性的Fe(OH)3絮體,打斷了·OH產生鏈。混凝工藝出水的pH在4.0左右時,可不調節pH,直接進行Fenton反應。

圖5 氧化pH對Fenton 段COD和色度的去除率的影響
2.2.4 反應時間對處理效果的影響
當氧化pH 4.0、H2O2加入量420 m g/L、FeSO4·7H2O加入量334 mg/L時,反應時間對Fenton段COD和色度的去除率的影響見圖6。由圖6可見:當反應時間為1 h時,COD和色度的去除率已基本穩定,H2O2的消耗量較小;反應時間為3 h時,COD和色度的去除率分別為45.3%和78.2%,大部分H2O2已消耗。剩余的H2O2在加堿中和時會分解產生氧氣,不利于Fenton反應的絮體沉降。故選擇反應時間為3 h較適宜。
在較適宜的條件下采用混凝—Fenton法對VB12廢水生化出水進行優化時,試劑消耗量為:H2SO4830 mg/L,PFS 300 mg/L,H2O2420 mg/L,FeSO4·7H2O 334 mg/L,NaOH 480 mg/L;在此條件下,總COD去除率為62.1%,總色度去除率為90.0%。

圖6 反應時間對Fenton段 COD和色度的去除率的影響
在較適宜的條件下采用Fenton法對VB12廢水生化出水進行優化時,試劑消耗量為:H2SO4830 mg/L,H2O2700 mg/L,FeSO4·7H2O 834 mg/L,NaOH 480 mg/L;在此條件下,COD去除率為52.9%,色度去除率為79.1%。
與Fenton法相比,混凝—Fenton法的COD和色度去除率更大,處理效果更好,COD和色度去除率的提高率分別為17.4%和13.8%。兩種方法的藥劑成本見表1。由表1可見,混凝—Fenton法的藥劑成本為4.51 元/m3,Fenton法的藥劑成本為5.75 元/m3。與Fenton法相比,混凝—Fenton法的藥劑成本降低了21.6%。

表1 兩種方法的藥劑成本
a)當混凝pH 4.5、PFS加入量300 mg/L時,混凝對COD和色度的去除率分別為28.5%和60.7%。
b)對混凝出水進行Fenton法處理,當氧化pH 4.0、H2O2加入量420 mg/L、FeSO4·7H2O加入量334 mg/L、反應時間3 h時,Fenton段對COD和色度的去除率分別為45.3%和78.2%。
c)混凝—Fen ton法在較適宜的條件下,總COD和總色度的去除率分別為62.1%和90.0%;與Fenton法相比,COD和色度的去除率的提高率分別為17.4%和13.8%,且藥劑成本降低了21.6%。
[1] 馬蕙,王麗麗,張春曉,等. 維生素B12的生物合成、發酵生產與應用[J]. 生物工程學報,2008,24(6):927-932.
[2] 馮斐,許振良,王錦龍,等. 微電解-MBR工藝處理VB12廢水的實驗研究[J]. 工業水處理,2009,29(5):61-64.
[3] 邢奕,魯安懷,李慧軍,等. 微電解聯合物化法處理維生素B12難降解廢水的研究[J]. 環境工程學報,2010,(10):2267-2272.
[4] 原國家環境保護總局. GB8978—1996 污水綜合排放標準[S]. 北京:中國標準出版社,1996.
[5] Kang Y W,Cho M J,Hwang K Y. Correction of hydrogen peroxide interference on standard chemical oxygen demand test[J]. Water Res,1999,33(5):1247-1251.
[6] 原國家環境保護總局《水和廢水監測分析方法》編委會.水和廢水監測分析方法[M]. 4版. 北京:中國環境科學出版社,2010:211-213.
[7] 劉小為,陳忠林,沈吉敏,等. 硫酸鈦光度法測定O3/H2O2體系中低濃度H2O2[J]. 中國給水排水,2010,26(16):126-129.
[8] Cheng W P,Fung H C. A study of coagulation mechanisms of polyferric sulfate reacting with humic acid using a fluorescence quenching method[J]. Water Res,2002,36( 18):4583-4591.
[9] 李輝,王毅力,孫文童. 聚合硫酸鐵(PFS)混凝腐殖酸(HA)的過程中典型操作因素的影響研究[J]. 環境科學學報,2012,32 (12):2912-2920.
[10] Rivas F J,Beltran F J,Frades J,Buxeda P. Oxidation ofp-hydroxybenzoic acid by Fenton’s reagent[J].Water Res,2001,35:387-396.
[11] Guinea E,Brillas E,Centellas F,et al. Oxidation of enrofloxacin with conductive-diamond electrochemical oxidation,ozonation and Fenton oxidation A comparison[J]. Water Res,2009,43:2134.
[12] Kang Y W,Hwang K Y. Effects of reaction conditions on the oxidation efficiency in the Fenton process[J].Water Res,2000,34(10):2786-2790.
[13] Buxton G V,Greenstock C L. Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons[J]. J Phys Chem Ref Data,1988,17 (2):513-886.
[14] Gallard H,De Laat J,Legube B. Effect of pH on the oxidation rate of organic compounds by Fe-II/H2O2,mechanisms and simulation[J]. New J Chem,1998,22(3):263-268.
[15] Pignatello J J. Dark and photoassisted Fe3+-catalyzed degradation of chlorophenoxy herbicides by hydrogenperoxide[J]. Environ Sci Technol,1992,26(5):944-951.