垃圾渗滤液是一种含有大量病原微生物和有毒有害物质的高浓度有机废水,对环境危害较大[1,2,3].目前国内垃圾渗滤液主要采用生化加膜过滤来处理,但渗滤液高浓度氨氮对生物处理系统有较大的冲击和抑制作用,且膜过滤后的浓缩液处理问题仍是难点.因此,在生化处理前采用物化法,如混凝沉淀[4]、 活性炭吸附[5]、 化学氧化[6, 7]等对垃圾渗滤液进行预处理有利于后续的生化处理的进行.
高级氧化技术(advanced oxidation processes, AOPs)是指在氧化剂、 光辐射、 高温高压等条件下将难降解有机污染物氧化为CO2、 H2 O 等简单的无机物的技术[8].Fenton反应是一种常见的可高效去除有机污染物的高级氧化技术[9],但传统均相Fenton反应不能充分矿化有机物,中间产物易与Fe3+结合形成络合物,或与·OH的生成机制发生竞争,另外产生的氢氧化铁等絮状物沉降性能较差,大量含铁污泥需要另行处理[10, 11],这使得该方法的使用受到限制.为克服传统Fenton反应的缺点,通常结合紫外光来提高其效率,这样不仅能使Fe3+和Fe2+保持良好的循环反应,且使有机物矿化程度更充分,有机物在紫外光作用下也可部分降解.另外有文献报道,在光照条件下,Fenton反应在去除污染物的同时,含铁污泥的产生量会大幅度减少[12].
利用Fe3+盐溶液、 铁的氧化矿物(如赤铁矿、 针铁矿等)、 铁锰氧化物同样可使H2 O2分解产生 ·OH,达到降解有机物的目的.有研究表明,以黄铵铁矾/H2 O2、 β-FeOOH/H2 O2等结合紫外光照的异相Fenton反应能较好地降解偶氮染料甲基橙[13]; 在有机酸的协同作用下,施氏矿物(Schwertmannite)/UV的异相Fenton反应也可以有效降解孔雀石绿[14].施氏矿物是一种结晶度较差、 形貌特殊的亚稳态的次生羟基硫酸盐高铁矿物[15],其基本化学式为Fe8O8(OH)8-2xSOx,x在1~1.75之间[16].推测利用施氏矿物/H2 O2来处理垃圾渗滤液不会产生大量Fe(OH)3絮状沉淀且反应温和.因此,本研究对施氏矿物/H2 O2/UV法降解垃圾渗滤液中污染物的反应影响因素进行分析,同时比较与传统均相Fenton/UV的差异,旨在为提高施氏矿物/H2 O2对垃圾渗滤液光化学处理效率提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料
渗滤液取自南京市轿子山生活垃圾填埋场,样品采用高速冷冻离心机(10000 r ·min-1,10 min)去除悬浮性颗粒,并及时测定基本指标(见表1),然后保存于4℃冰箱中待用[17].
在1 L的三角瓶中加入494 mL去离子水和11.12 g FeSO4 ·7H2 O,摇晃使其完全溶解,通过蠕动泵以0.3 mL ·min-1速度将6 mL H2 O2(30%)缓慢滴加到该溶液中,同步采用磁力搅拌器持续搅拌.滴加完毕后,将上述混合液置于180 r ·min-1往复式摇床中振荡.24 h后用定性滤纸收集生成矿物,并用酸化(pH=2.0)和中性去离子水(pH=6.8)先后分别冲洗3次,50℃下烘干待用.本课题组前期研究结果表明,该方法合成施氏矿物为唯一产物,不含其它杂质[18],经测定其基本理化性质如表2所示.
本试验采用单一因素逐步优化法,分别先后研究施氏矿物添加量、 V(H2 O2)/m(施氏矿物)、 光照强度、 起始pH、 反应时间、 反应温度对光化学法处理垃圾渗滤液的影响.
具体试验方法:在若干有效容积约50mL的石英反应管中分别放置一枚磁力搅拌子,并添加施氏矿物(根据试验设计确定添加量),加入预先调好pH的垃圾渗滤液25 mL,以及相应体积的H2 O2[根据V(H2 O2)/m(施氏矿物)确定各处理H2 O2的添加量],最后将石英反应管放置于XPA-Ⅱ型光化学反应器中,开启磁力搅拌,根据试验需求放置灯源、 设置反应时间以及反应温度.待反应结束后,用滤纸过滤并收集滤液测定色度,用10 mol ·L-1 NaOH或1 mol ·L-1 H2SO4将滤液pH调至初始值8.5后测定TOC和COD.每个试验设置3个重复.
各因素设置梯度如下:①施氏矿物添加量:0、 2、 4、 8、 12、 16、 20 g ·L-1; ②V(H2 O2)/m(施氏矿物):0.25、 0.5、 1.0、 2.0、 3.0、 5.0 mL ·g-1; ③光照强度:100、 300、 500 W; ④起始pH:1、 2、 2.5、 3、 4、 5、 7、 9; ⑤反应时间:0、 0.25、 0.5、 1.0、 1.5、 2.0、 2.5、 3.0、 3.5 h; ⑥反应温度:15、 25、 40、 60、 80℃.
对照试验:根据上述优化试验结果确定最佳反应条件,分别在有和无紫外光环境下观察施氏矿物、 H2 O2、 传统均相Fenton反应对垃圾渗滤液色度、 TOC和COD去除效果的变化,并与施氏矿物/H2 O2共存体系的异相Fenton反应进行比较.传统均相Fenton反应中,FeSO4 ·7H2 O的添加量按本试验化学合成施氏矿物[Fe8O8(OH)4.98(SO4)1.92]中Fe元素的质量百分比进行换算,确定FeSO4 ·7H2 O添加量约为31.44 g ·L-1,其它条件参数一致. 1.4 测定方法
分别使用雷磁pHS-3C精密pH计(中国上海)和雷磁DDB-303A便携式电导率仪(中国上海)测定pH和电导率; 色度采用稀释法测定[19]; COD采用重铬酸钾-分光光度法测定[20]
2 结果与讨论
2.1 施氏矿物添加量对光化学法处理垃圾渗滤液的影响
由图1可知,当V(H2 O2)/m(施氏矿物)=1.5时,随着施氏矿物添加量的增加,垃圾渗滤液色度、 TOC、 COD的去除率均呈逐渐上升趋势,并分别在4、 12、 12 g ·L-1时基本达到稳定状态,此时,各指标去除率分别为82.2%、 37.2%、 70.4%.分析认为,有机污染物被吸附在施氏矿物表面后,与形成-RH,在紫外光下,与H2 O2发生一系列光化学反应,如公式(2)~(7)所示[13, 21],该过程产生了大量羟基自由基( ·OH),可直接将难降解污染物氧化为简单物质[11].而由公式(2)~(7)可知,提高施氏矿物的添加量可增加·OH的产生量,但反应过程中产生的 也会与污染物争夺·OH,因此,施氏矿物添加量与污染物去除率并非呈线性关系,正如图1所示,当施氏矿物添加量大于12 g ·L-1时,污染物去除率上升趋势并不明显.
当施氏矿物添加量为12 g ·L-1时,H2 O2滴加量对垃圾渗滤液色度、 TOC和COD的去除率均有不同程度影响(图2).例如,V(H2 O2)/m(施氏矿物)<2.0时,色度、 TOC和COD的去除率分别从0.25时的70.0%、 59.0%和30.5%上升到2时的96.0%、 79.6%和44.9%,此时体系中发生的主要反应为公式(2)~(8); 当V(H2 O2)/m(施氏矿物)>2.0时,色度以及TOC去除率变化幅度较小,而测得的COD去除率反而变小.这是因为,当V(H2 O2)/m(施氏矿物)过高时,相对而言,施氏矿物处于一种过饱和状态,多余的H2 O2将和前期产生的 ·OH发生副反应而阻止 ·OH对污染物的进一步降解[公式(9)][22, 23].同时,由于K2Cr2O8对剩余H2 O2的氧化作用而使得测定COD值偏高[24].
紫外光照可以促进 Fenton反应的进行而产生更多的具有强氧化性的 ·OH[12],在异相Fenton反应中亦是如此.如图3所示,当施氏矿物添加量为12 g ·L-1,V(H2 O2)/m(施氏矿物)=2.0时,紫外光照越强,污染物去除率越高,与100 W紫外光照相比,在500 W条件下渗滤液TOC和COD去除率分别提高了17.4%和24.7%.产生这一现象的原因可能是高强度紫外光照有利于反应(3)、 (7)的进行,产生更多的 ·OH参与后续反应.
传统Fenton反应对起始pH的要求较高,仅在酸性条件下(如pH 2~3)才对污染物具有较高去除效果[25, 26].这是由于中性条件下,溶解态铁离子(Fe2+、 Fe3+)沉淀使得均相Fenton反应终止.由图4可以看出,pH为2.5~5时渗滤液色度、 TOC和COD去除率均处于较高水平,这是由于异相Fenton体系中施氏矿物以缓释的方式释放> [公式(6)],这一特点使其高效率pH范围得以拓宽.而当pH>5时,施氏矿物表面Zeta从正电荷向负电荷转变[27],使得负电性较强的垃圾渗滤液污染物难以在其表面吸附降解,且pH越高,效果越差[28].另外,在pH<2的体系下,由于施氏矿物部分溶解或其结构发生改变,使得TOC和COD去除率变小,且因为体系中存在Fe3+而导致渗滤液色度去除率降低.因此,在pH为2~3,施氏矿物与渗滤液中污染物存在较强的静电吸引作用,有利于污染物的去除,这与Zhao 等[25]研究结果是一致的.
有研究表明,升温可加快污染物分子运动,使其与 ·OH碰撞几率增加,在一定程度上推进氧化进程[29].从图6可以看出,随着温度的上升,体系中各指标变化具有明显差异.其中,色度去除率均维持在95%以上,温度升高略有所降低.TOC去除率在15℃时就能达到66.2%的去除率,且随着温度的上升仍有所提高,在 40℃时达到最高值83.7%.然而,COD的去除率却随温度的提高呈先上升后下降的趋势.这可能是因为在低温下光化学反应进程较慢,氧化速率低于常温(25℃)进而导致低温时COD去除率相对较低.Lyman等[30]指出,Fenton试剂氧化有机物质过程包含3个阶段,第一阶段,母体化合物结构发生改变,生物可降解性提高; 第二阶段,体系毒性降低; 第三阶段,有机物质被完全氧化为CO2和H2 O.由此可知,氧化反应经过第一阶段后,不易被K2Cr2O8氧化的有机物(如吡啶、 芳香族等)[31]结构发生改变,变为结构简单的易降解物质(如直链结构等),导致COD测定值升高,因此,COD去除率呈现下降趋势.由TOC的测定原理[31]可知,TOC反应了体系中总有机碳的含量,不受污染物结构和形态影响,因此,以TOC和色度作为评价指标可知,以施氏矿物/H2 O2/UV法处理垃圾渗滤液的温度范围较宽,常温状态即可达到较好的去除效果,以经济角度考虑,选择25℃为最佳反应温度.
从图7中各指标去除率可知,不同处理下紫外光照效果均优于避光条件.色度去除效果依次为H2 O2>异相Fenton反应>施氏矿物[图7(a)].分析认为,H2 O2的强氧化性使得体系中部分有色的无机、 有机及其它还原性物质氧化分解而表现出色度降低; 而施氏矿物具有较大的比表面积[32],对有色污染物具有一定的吸附作用; 虽然在异相Fenton反应中产生的强氧化性 ·OH可直接将难降解污染物氧化为简单物质,但同时也使得部分吸附于施氏矿物表面或结合的Fe3+被释放出来而影响色度.而在均相Fenton反应中,由于Fe2+氧化产物Fe3+的影响,部分Fe3+水解生成Fe(OH)3絮状沉淀,但大部分Fe3+仍以游离态存在,使得体系色度大幅度提高.由图7(b)可知,施氏矿物单独作用对COD的去除效果并不明显,在紫外光照下只有7.3%; 另外,由于H2 O2反应不完全,剩余H2 O2反而会引起COD测定值偏高,避光条件下更为显著; 而在紫外光照下,均相和异相Fenton反应对渗滤液COD去除效果相当.从TOC来看[图7(c)],由于施氏矿物的吸附和H2 O2氧化污染物的作用,单独施氏矿物和H2 O2处理也有利于TOC的去除.与异相Fenton反应相比,均相Fenton反应TOC去除率略高.
综上所述,均相和异相Fenton反应各自均有优缺点.在紫外光照下,二者对渗滤液COD和TOC去除效果相当,且在避光下去除效果均相Fenton>异相Fenton反应. 而均相Fenton/UV反应产物Fe3+会导致处理后出水色度远高于原水,且反应生成的絮状物Fe(OH)3难以沉降去除; 而施氏矿物本身是一种羟基硫酸盐高铁矿物,在异相Fenton/UV处理后沉降性较好,且产生的Fe3+离子对渗滤液色度干扰较小.另外,施氏矿物在pH=2.5体系中并不溶解,过滤后烘干便可继续循环使用,有效降低了渗滤液有机污染物的处理费用.
3 结论
(1)在一定条件下,采用施氏矿物/H2 O2/UV法可有效去除垃圾渗滤液色度、 TOC和COD,最佳反应条件为:施氏矿物添加量为12 g ·L-1,V(H2 O2)/m(施氏矿物)=2,UV=500 W,起始pH=2.5,反应时间2.5 h,反应温度25℃,此时色度、 TOC和COD去除率分别为98.0%、 79.6%和51.3%.
(2)在紫外光照或避光条件下,除色度去除率与H2 O2处理类似外,施氏矿物/H2 O2共存体系中渗滤液各指标去除效果均优于施氏矿物或H2 O2单独作用,且紫外光照更有利于污染物去除.传统均相Fenton反应对渗滤液COD和TOC去除率与施氏矿物/H2 O2共存体系相当,但前者处理后渗滤液色度明显增加,且产生大量难以沉降的Fe(OH)3絮体.
(3)采用施氏矿物/H2 O2/UV法处理垃圾渗滤液,在较宽pH范围(2.0~5.0)内均可有效去除污染物,且施氏矿物可多次循环使用,因此,该方法具有一定的工程化应用前景.
[1] | 董军, 赵勇胜, 张伟红, 等. 渗滤液中有机物在不同氧化还原带中的降解机理与效率研究 [J]. 环境科学, 2007, 28 (9): 2041-2045. |
[2] | 沈东升, 何若, 刘宏远. 生活垃圾填埋生物处理技术[M]. 北京: 化学工业出版社, 2003. |
[3] | 刘婷, 陈朱蕾 唐素琴, 等. 不同填埋时间、不同季节的垃圾渗滤液生物毒性[J]. 环境科学, 2010, 31 (2): 541-546. |
[4] | Zheng Z, Zhang H, He P J, et al. Co-removal of phthalic acid esters with dissolved organic matter from landfill leachate by coagulation and flocculation process [J]. Chemosphere, 2009, 75 (2): 180-186. |
[5] | Kurniawan T A, Lo W H. Removal of refractory compounds from stabilized landfill leachate using an integrated H2O2 oxidation and granular activated carbon (GAC) adsorption treatment [J]. Water Resource, 2009, 43 (16): 4079-4091. |
[6] | Wang F Q, Smith D W, El-Din M G. Aged raw landfill leachate: Membrane fractionation, O3 only and O3/H2O2oxidation, and molecular size distribution analysis [J]. Water Research, 2006, 40 (3): 463-474. |
[7] | Cossu R, Polcaro A M, Lavagnolo M C, et al. Electrochemical treatment of landfill leachate: Oxidation at Ti/PbO2 and Ti/SnO2 anodes [J]. Environmental Science and Technology, 1998, 32 (22): 3570-3573. |
[8] | Glaze W H, Kang J W, Chapin D H. The chemistry of water treatment process involving ozone, hydrogen peroxide and ultraviolet radiation[J]. Ozone-Science & Engineering: The Journal of the International Ozone Association, 1987, 9 (4): 355-352. |
[9] | 唐琼瑶, 何晶晶, 徐苏云, 等. 新鲜渗滤液与长填埋龄渗滤液的Fenton处理过程特征[J]. 环境科学, 2008, 29 (11): 3258-3264. |
[10] | Kim S, Vogelpohl A. Degradation of organic pollutants by the photo-Fenton process[J]. Chemical Engineering & Technology, 1998, 21 (2): 187-191. |
[11] | Pignatello J J, Oliveros E, MacKay A. Advanced oxidation processes for organic contaminant destruction based on the Fenton reaction and related chemistry[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2006, 36 (1): 1-84. |
[12] | Hermosilla D, Cortijo M, Huang C P. Optimizing the treatment of landfill leachate by conventional Fenton and photo-Fenton processes[J]. Science of the Total Environment, 2009, 407 (11): 3473-3481. |
[13] | Xu Z H, Liang J R, Zhou L X. Photo-Fenton-like degradation of azo dye methyl orange using synthetic ammonium and hydronium jarosite[J]. Journal of Alloys and Compounds, 2013, 546 (5): 112-118. |
[14] | 李瑛, 吴振禹, 周立祥, 等. 施氏矿物和有机酸共存体系中孔雀石绿的多相光催化降解[J]. 南京农业大学学报, 2012, 35 (3): 127-130. |
[15] | Bigham J M, Carlson L, Murad E. Schwertmannite, a new iron oxyhydroxysulfate from pyhäsalmi, finland, and other localities[J]. Mineralogical Magazine, 1994, 58 : 641-648. |
[16] | Sehwertmann U, Bigham J M, Murad E. The first occurrence of schwertmannite in a natural stream environment[J]. European Journal of Mineralogy, 1995, 7 (3): 547-552. |
[17] | APHA, AWWA, WPCF. Standard Method for the Examination of Water and Wastewater [M]. (18th ed.). Washington, DC, USA: American Public Health Association, American Water Works Association, Water Pollution Control Federation, 1992. |
[18] | 李浙英, 梁剑茹, 柏双友, 等. 生物成因与化学成因施氏矿物的合成、表征及其对As(Ⅲ)的吸附[J]. 环境科学学报, 2011, 31 (3): 460-467. |
[19] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版). 北京: 中国环境科学出版社, 2006. 211-213. |
[20] | 周俊, 杨新萍, 周立祥. 自配消解液分光光度法测定污水中的COD[J]. 环境工程学报, 2009, 3 (11): 1956-1960. |
[21] | Lin S S, Gurol M D. Catalytic decomposition of hydrogen peroxide on iron oxide: Kinetics, Mechanism, and Implications[J]. Environmental Science Technology, 1998, 32 (10): 1417-1423. |
[22] | Zhang H, Choi H J, Huang C P. Optimization of Fenton process for the treatment of landfill leachate[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 125 (1-3): 166-174. |
[23] | Lunar L, Sicilia D, Rubio S. Degradation of photographic developers by Fenton's reagent: condition optimization and kinetics for metol oxidation [J]. Water Resource, 2000, 34 (6): 1791-1802. |
[24] | Ghaly M Y, Farah J Y, Fathy A M. Enhancement of decolorization rate and COD removal from dyes containing wastewater by the addition of hydrogen peroxide under solar photocatalytic oxidation[J]. Desalination, 2007, 217 (1-3): 74-84. |
[25] | Zhao Y P, Hu J Y, Chen H B. Elimination of estrogen and its estrogenicity by heterogeneous photo-Fenton catalyst β-FeOOH/resin [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 2010, 212 (2-3): 94-100. |
[26] | He J, Ma W H, He J J, et al. Photooxidation of azo dye in aqueous dispersions of H2O2/α-FeOOH [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2002, 39 : 211-220. |
[27] | 李浙英. 化学与生物成因施氏矿物的矿物学特征及其对水中As(Ⅲ)的吸附去除效果研究[D]. 南京: 南京农业大学, 2010. |
[28] | 胡晨燕, 徐斌, 李光明, 等. 生活垃圾焚烧厂渗滤液生化出水的混凝机理研究[J]. 环境科学, 2007, 28 (11): 2574-2579. |
[29] | 杨运平, 唐金晶, 方芳, 等. UV/TiO2/Fenton光催化氧化垃圾渗滤液的研究[J]. 中国给水排水, 2006, 22 (7): 34-37, 41. |
[30] | Lyman W J, Reehl W F, Rosenblatt D H. Handbook of chemical property estimation methods[A]. In: Environmental Behavior of Organic Compounds[M]. New York: McGraw-Hill, 1982. |
[31] | 奚旦立, 孙欲生, 刘秀英. 环境监测 [M]. (第三版). 北京: 高等教育出版社, 2004. |
[32] | 周顺桂, 周立祥, 陈福星. 施氏矿物Schwertmannite 的微生物法合成、鉴定及其对重金属的吸附性能[J]. 光谱学与光谱分析, 2007, 27 (2): 367-370. |