橡膠助劑廢水、農(nóng)藥廢水、醫(yī)藥廢水等精細化工廢水，具有難降解有機物濃度高、成分復(fù)雜、有毒有害物質(zhì)多、可生化性差等特點，給直接生化處理帶來了困難。因此，針對化工園區(qū)綜合廢水，必須大幅降低這些毒性物質(zhì)對生化處理過程的抑制作用，提高廢水的可生物降解性。目前，多數(shù)廢水處理廠對化工園區(qū)內(nèi)綜合廢水先采取預(yù)處理，然后進入正常的廢水處理工藝，于小朋等采用分質(zhì)預(yù)處理方式，分別利用絮凝沉淀+過電位三維電解、Fe-Cu微電解+絮凝沉淀工藝對制藥廢水、染料廢水進行預(yù)處理，再經(jīng)生化處理可達標(biāo)排放。來同麗等采用鐵碳微電解Fenton耦合磁粉預(yù)處理有機磷農(nóng)藥廢水，通過鐵碳微電解和Fenton工藝的協(xié)同作用去除有機物，取得了很好的效果。目前，國內(nèi)外采用鐵碳Fenton法聯(lián)合處理單一行業(yè)化工廢水的研究較多，但是對化工園區(qū)綜合廢水處理研究甚少。

江蘇省某化工園區(qū)生產(chǎn)的主要產(chǎn)品有橡膠助劑、農(nóng)藥(氯氟氰菊酯、氟噻草胺、多殺菌素等)、消泡劑、醫(yī)藥中間體、合成氨等，廢水中特征污染物有鄰苯二甲酰亞胺、二甲基甲酰胺、聚醚、氯烷、氰化物、對甲苯磺酸、氯苯等，具有難降解、對微生物有抑制作用等特點。該園區(qū)污水處理廠擬采用分類收集、分質(zhì)預(yù)處理的工藝：一般化工廢水直接排入園區(qū)污水廠;難降解精細化工廢水排入分質(zhì)預(yù)處理系統(tǒng)，并采用鐵碳微電解+Fenton氧化+絮凝沉淀聯(lián)合預(yù)處理工藝降低廢水生物毒性、提高可生化性。因此，本文采用鐵碳微電解+Fenton氧化+絮凝沉淀組合工藝預(yù)處理化工綜合廢水，通過中試試驗研究其在不同條件下的處理效率，并通過連續(xù)運行優(yōu)化工藝條件，為該化工園區(qū)污水處理廠分質(zhì)預(yù)處理提供設(shè)計依據(jù)。

1、試驗

1.1 試驗用水

本試驗用水為淮安某化工園區(qū)綜合廢水，水質(zhì)如表1所示。

1.2 主要藥劑與分析方法

試驗藥劑：32%NaOH，27.5%H2O2，硫酸，PAM，均為工業(yè)級;不規(guī)則球形鐵碳填料，直徑為2~3cm，比重為1.3t/m3，比表面積為1.3m2/g，填料空隙率為65%，鐵精粉含量為75%以上，含碳量為17%，催化劑含量為5%，山東濰坊某環(huán)?？萍加邢薰?。

分析方法：CODCr采用重鉻酸鹽法(HJ828—2017);BOD5采用五日生化接種稀釋法;pH采用pH計測量;數(shù)據(jù)圖表采用oringin軟件繪制。

1.3 試驗裝置

鐵碳-Fenton-絮凝沉淀工藝中試裝置處理水量為100L/h，主要分為調(diào)節(jié)池、鐵碳微電解柱、Fenton催化氧化柱、中和絮凝沉淀池4個部分。調(diào)節(jié)池尺寸為1000mm×1000mm×1000mm，有效容積為0.9m3;鐵碳微電解柱為PP材質(zhì)，Φ=600mm×1800mm，鐵碳填料高度為0.82m，填充量為300kg;Fenton氧化柱為PP材質(zhì)，Φ=600mm×1700mm，有效容積為0.396m3;絮凝沉淀池為PP材質(zhì)，含中和區(qū)、絮凝區(qū)、配水區(qū)、沉淀區(qū)、出水區(qū)，有效容積為0.5m3;曝氣采用PVC曝氣盤，Φ=215mm，安裝在鐵碳柱底部。

1.4 試驗步驟

1.4.1 鐵碳預(yù)處理

試驗前用清水清洗鐵碳填料后，在化工園區(qū)綜合廢水中浸泡24h，確保鐵碳填料中的碳吸附飽和。

1.4.2 鐵碳微電解對COD的去除

原水調(diào)至不同pH，經(jīng)提升進入鐵碳填料電化學(xué)氧化塔，同時通入空氣均質(zhì)，廢水與內(nèi)置鐵碳填料接觸反應(yīng)，初級氧化廢水中污染物，并釋放Fe2+催化劑隨廢水進入后續(xù)工藝。

1.4.3 Fenton氧化法對微電解出水中COD的去除

鐵碳電化學(xué)氧化反應(yīng)器出水進入Fenton催化氧化反應(yīng)器，同時加入不同濃度的雙氧水(H2O2)，在廢水中Fe2+的催化作用下，氧化去除廢水中絕大多數(shù)可被其氧化的有機物，反應(yīng)完成后進入絮凝沉淀池，絮凝沉淀后上清液進入存水箱。中試工藝流程如圖1所示。

2、結(jié)果與討論

2.1 不同條件下對COD的去除率

本試驗通過鐵碳微電解-Fenton氧化-絮凝沉淀聯(lián)合預(yù)處理工藝處理化工綜合廢水，以出水COD為測定指標(biāo)，考察在鐵碳微電解工藝的pH、反應(yīng)時間以及Fenton氧化工藝的H2O2投加量3個因素下，CODCr去除率的變化情況。

2.1.1 pH

鐵碳填料在酸性、有氧的條件下有較高的COD去除率，陽極反應(yīng)如式(1)，陰極反應(yīng)如式(2)。

H+越多，生成的Fe2+就越多?？紤]到原水pH值為6~9，倘若pH過低，會增加鐵碳填料的損耗，使水體中總鐵離子過量，增加水體色度，同時產(chǎn)生額外的處理成本。因此，試驗研究pH值在2~6時對鐵碳微電解去除CODCr的影響。

進水量為100L/h，曝氣量為1.6L/min，進水CODCr為429mg/L，BOD5為72.9mg/L，B/C為0.17，鐵碳反應(yīng)時間為1.5h時，廢水CODCr去除率隨pH變化如圖2所示。為消除Fe2+對CODCr測定的影響，將鐵碳出水pH值調(diào)至9，沉淀后取上清液檢測COD。由圖2可知，pH值3時，去除率有明顯下降的趨勢，這是因為pH的升高會降低電極電位差，減弱電化學(xué)反應(yīng)，會抑制反應(yīng)的進行。因此，后續(xù)試驗中，鐵碳進水在pH值=3的條件下進行，此時，檢測鐵碳出水pH值在5.0~5.5，加入H2O2后Fenton反應(yīng)pH值在3.0~3.5，滿足《芬頓氧化法廢水處理工程技術(shù)規(guī)范》(HJ1095—2020)中Fenton氧化pH值宜控制在3.0~4.0的要求。因此，在鐵碳出水后進入Fenton氧化前不再調(diào)酸。

2.1.2 反應(yīng)時間

為了使電化學(xué)的氧化還原作用充分反應(yīng)，鐵碳微電解需要一定的停留時間來降解污染物。接觸時間短，會使得反應(yīng)過程進展的不完全;時間過長，不但耗時還會對設(shè)備投資過大，因此，停留時間的長短決定了污染物去除率的高低。

圖3為進水pH值=3、曝氣量為1.6L/min、進水CODCr為429mg/L時，廢水COD去除率隨反應(yīng)時間的變化。由圖3可知，反應(yīng)時間為0.5~1.5h時，COD去除率呈現(xiàn)出明顯的上升趨勢;當(dāng)反應(yīng)時間為1.5h時，走勢趨于平緩且去除率達到大值24.0%;但隨著反應(yīng)時間繼續(xù)延長，去除率增加不明顯(1.5~3h僅增加了1.4%)。反應(yīng)1.5h出水BOD5為78.2mg/L，B/C由0.17提高至0.24。因此，在后續(xù)進行Fenton試驗中，將進水pH值調(diào)至3，反應(yīng)時間為1.5h，進行鐵碳微電解預(yù)處理。

2.1.3 H2O2用量

H2O2是Fenton氧化系統(tǒng)的氧化劑，當(dāng)加入H2O2溶液后，F(xiàn)e2+會催化H2O2分解，產(chǎn)生具有強氧化性的?OH，如式(3)。因此，H2O2的投加量與反應(yīng)過程中產(chǎn)生的?OH濃度有著直接的關(guān)系。

在經(jīng)鐵碳處理后的化工廢水出水(CODCr為326mg/L，BOD5為69.1mg/L，F(xiàn)e2+為209mg/L)中分別投加600~1000mg/L的H2O2，由圖4可知，COD去除率隨著H2O2投加量的增加呈現(xiàn)先上升再下降的趨勢，H2O2投加量為800mg/L時，CODCr去除率大，為30.8%。這是因為Fe2+催化作用下產(chǎn)生的?OH增加，氧化效果逐漸增強，但是投加過量的H2O2，會和強氧化性的?OH產(chǎn)生反應(yīng)，抑制?OH參與污染物質(zhì)的氧化反應(yīng)，同時也會干擾zhonggesuanjia法測定出水COD。為消除H2O2對COD測定的影響，將Fenton出水pH值調(diào)至9，待H2O2分解后檢測CODCr。因此，本試驗選擇H2O2佳投加量為800mg/L，出水CODCr為225mg/L，BOD5為81.0mg/L，B/C為0.36。

2.2 聯(lián)合預(yù)處理工藝連續(xù)動態(tài)試驗

采用鐵碳微電解-Fenton氧化-絮凝沉淀聯(lián)合預(yù)處理工藝連續(xù)運行處理化工綜合廢水?；@區(qū)綜合廢水經(jīng)鐵碳微電解電化學(xué)氧化處理后，廢水中的部分有機污染物已被氧化還原反應(yīng)去除，剩余的部分有機物的結(jié)構(gòu)也已經(jīng)發(fā)生了變化，有利于進一步的氧化處理。通過加入一定量的H2O2，在廢水中Fe2+的催化作用下，形成氧化性更強的?OH，可氧化去除廢水中大多數(shù)可被其氧化的有機物。經(jīng)過鐵碳微電解-Fenton兩級氧化處理后，廢水中含有大量反應(yīng)產(chǎn)生的小分子有機物、SS，通過調(diào)節(jié)pH和加入絮凝劑沉淀去除，絮凝沉淀上清液進入存水箱。

連續(xù)運行31d進行動態(tài)試驗，以混合水樣作為當(dāng)天的進出水樣，試驗結(jié)果如圖5所示。通過31d連續(xù)動態(tài)運行，終優(yōu)化的工藝運行條件：進水量為100L/h，曝氣量為1.6L/min，pH值=3，鐵碳微電解反應(yīng)時間為1.5h，硫酸投加量為806mg/L，NaOH投加量為809mg/L，H2O2投加量為800mg/L，PAM投加量為3mg/L。由圖5可知，化工園區(qū)綜合廢水經(jīng)鐵碳微電解、Fenton氧化絮凝沉淀后，出水CODCr總?cè)コ示禐?5.9%，其中鐵碳工藝段去除率均值為23.2%，F(xiàn)enton絮凝沉淀工藝段去除率均值為29.6%?？梢?，該組合預(yù)處理工藝對于化工園區(qū)綜合廢水COD有較強的去除效果。

未經(jīng)預(yù)處理的原水直接采用活性污泥法好氧處理，鏡檢發(fā)現(xiàn)鐘蟲、表殼蟲呈皺縮狀態(tài);經(jīng)過該預(yù)處理工藝處理后的出水采用活性污泥法好氧處理，鏡檢發(fā)現(xiàn)楯纖蟲、鐘蟲、表殼蟲活性較好。同時，預(yù)處理后B/C由0.17提高至0.36，說明采用鐵碳微電解-Fenton氧化-絮凝沉淀聯(lián)合預(yù)處理工藝可緩解高濃度化工廢水對生化系統(tǒng)的毒性和沖擊，提高化工廢水的可生物降解性。

2.3 產(chǎn)泥量分析

鐵碳填料在酸性條件下產(chǎn)生Fe2+，加入H2O2發(fā)生Fenton反應(yīng)，F(xiàn)e2+進一步氧化成Fe3+，它們的水合物具有較強的吸附-絮凝活性，特別是在加堿調(diào)pH后，生成Fe(OH)2和Fe(OH)3膠體絮凝劑。它們的吸附能力遠高于一般藥劑水解得到的Fe(OH)3膠體，能大量吸附水中分散的微小顆粒、金屬粒子及有機大分子，因此，在絮凝沉淀后產(chǎn)生大量的鐵泥。