徐甲慧, 霍守亮, 張靖天, 錢光人, 許云峰, 王 彬

( 1. 上海大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院, 上海200444; 2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 北京100012)

隨著煤化工行業(yè)的發(fā)展, 所排放的高濃度有機(jī)廢水所帶來的環(huán)境問題也日益嚴(yán)重. 原煤大多由多環(huán)芳烴類物質(zhì)構(gòu)成, 在氣化、液化等過程中易轉(zhuǎn)化生成大量的酚類物質(zhì)[1-2]. 即使是新型煤化工藝, 其生產(chǎn)過程中還是會產(chǎn)生大量成分復(fù)雜的工業(yè)廢水, 含有酚類化合物、雜環(huán)化合物、多環(huán)芳烴、氨氮、硫化物、氰化物、硫氰酸鹽等有毒有害物質(zhì), 是典型的難降解、高毒性有機(jī)廢水[3]. 廢水中的COD 濃度一般為2 000～4 000 mg/L, 氨氮濃度為200～500 mg/L, 總酚濃度為300～1 000 mg/L, 揮發(fā)酚濃度為50～300 mg/L[4]. 高級氧化技術(shù)是處理難降解有機(jī)物的有效手段, 降解機(jī)理主要是臭氧氧化及羥基自由基氧化[5]. 電芬頓技術(shù)是通過陰極還原溶解氧, 原位生成的H2O2在溶液中Fe2+催化作用下, 產(chǎn)生羥基自由基來降解有機(jī)物, 因而被廣泛應(yīng)用于難降解有機(jī)廢水的研究中[6]. 但傳統(tǒng)的電芬頓技術(shù)由于H2O2產(chǎn)率較低, 以及易生成鐵泥的缺點, 使得該技術(shù)難于實際應(yīng)用[7]. 異相電芬頓反應(yīng)利用固相含鐵化合物(含鐵礦物或固定化含鐵材料)表面催化H2O2產(chǎn)生羥基自由基, 并通過促進(jìn)Fe3+向Fe2+之間的轉(zhuǎn)換來提高反應(yīng)速率. 同時固相鐵離子的緩釋作用減少了鐵泥的產(chǎn)生[8-9]. 目前, 已有很多的固相催化劑種類被研究, 例如天然硫鐵礦物[10]、零價鐵、磁鐵礦(Fe3O4)、赤鐵礦和針鐵礦, 其中納米Fe3O4中Fe3+與Fe2+并存, 具有穩(wěn)定性好、重復(fù)利用率高的特點, 被認(rèn)為是最有前途的一種固相催化劑[11]. 三維電極電芬頓(3D electrode/electro-Fenton, 3D-EF)反應(yīng)通過引入粒子電極到電芬頓體系中, 實現(xiàn)一個反應(yīng)器內(nèi)同時進(jìn)行直接和間接氧化, 極大地提高了處理效率;尤其是復(fù)極性粒子電極在通電的條件下還可以同時帶正負(fù)電荷, 從而提高了陰極還原氧氣產(chǎn)生H2O2的產(chǎn)率[12-14].

為探究不同電芬頓技術(shù)處理含酚有機(jī)廢水的降解效果及機(jī)理, 本研究對比了納米Fe3O4構(gòu)成的異相催化電芬頓(heterogeneous catalytic electro-fenton, HEF)體系和鐵碳顆粒構(gòu)成的3D-EF 體系對苯酚廢水的降解效果; 并將3D-EF 體系應(yīng)用于煤化工廢水的處理,考察了該技術(shù)工藝條件的影響因素(包括pH 值、粒子電極投加量、粒徑和進(jìn)水COD 濃度), 并采用紫外光譜、三維熒光光譜和傅里葉紅外光譜探討了反應(yīng)過程中有機(jī)物的降解機(jī)理.

1 實驗材料與方法

1.1 水樣來源與水質(zhì)

本研究以苯酚廢水及煤化工廢水為研究對象. 苯酚廢水的初始濃度為2 g/L; 煤化工廢水是在煤化工工廠采集的含酚及含硫廢水, 廢水的水質(zhì)如表1 所示, 其中BOD 為生化需氧量(biochemical oxygen demand), TOC 為總有機(jī)碳(total organic carbon).

1.2 實驗裝置

電芬頓反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)如圖1 所示. 由圖可知, 電芬頓反應(yīng)器是一個直徑為8 cm, 高為11 cm 的圓柱形電解槽, 石墨電極(5 cm×10 cm×5 mm)作為陰極, Ti/IrO2-RuO2電極(5 cm×10 cm×1 mm)作為陽極, 電極有效面積為37 cm2, 在電極板之間加入納米Fe3O4或鐵碳顆粒作為催化材料, 并向反應(yīng)器中曝入空氣.

表1 煤化工廢水的水質(zhì)特征Table 1 Characteristics of the coal liquefaction wastewater

圖1 電芬頓反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意圖Fig.1 Structure diagram of the electro-Fenton reactor

1.3 實驗方法

1.3.1 苯酚廢水的降解實驗

(1) 3D-EF 體系.

在室溫條件下,分別將150 mL 2 g/L 的苯酚及0.1 mol/L 的NaSO4加入到反應(yīng)器中,將吸附預(yù)處理后的鐵碳粒子(3 g/L)作為粒子電極, 陰極曝入空氣60 min 后, 用稀硫酸及NaOH 溶液調(diào)節(jié)pH=3 并接通電源, 使得反應(yīng)體系在10 V 電壓下電解, 在設(shè)計的時間間隔進(jìn)行取樣、分析.

實驗采用3 組對照實驗: 第1 組為3D-EF+H2O2, 先通電反應(yīng)8 h, 而后加入H2O2繼續(xù)通電反應(yīng)15 h; 第2 組為H2O2+3D-EF, 直接加入H2O2持續(xù)通電反應(yīng)23 h; 第3 組為H2O2-D,不通電, 直接加入H2O2, 反應(yīng)23 h.

(2) HEF 體系.

以采用共沉淀法自制的納米Fe3O4顆粒(3 g/L)為催化材料, 分別將150 mL 2 g/L 的苯酚和0.1 mol/L 的NaSO4加入到反應(yīng)器中, 陰極曝氣60 min 后, 調(diào)節(jié)pH=3, 并接通電源, 在一定電壓下電解, 定時取樣、分析.

實驗采用3 組對照實驗: 第1 組為HEF+H2O2, 先通電反應(yīng)8 h, 而后加入H2O2繼續(xù)通電反應(yīng)15 h; 第2 組為H2O2+HEF, 直接加入的H2O2持續(xù)通電反應(yīng)23 h; 第3 組為H2O2-H, 不通電, 直接加入H2O2, 反應(yīng)23 h.

1.3.2 煤化工廢水的降解實驗

在室溫條件下, 分別將150 mL 煤化工廢水及0.1 mol/L 的Na2SO4加入到反應(yīng)器中, 將吸附預(yù)處理24 h 的鐵碳粒子作為粒子電極, 陰極曝入空氣60 min 后, 調(diào)節(jié)pH 值并通電, 電解電壓為10 V. 考察初始pH 值、粒子電極粒徑、粒子投加量及進(jìn)水COD 濃度對該體系降解效果的影響.

(1) 在COD 初始值為2 100 mg/L, Na2SO4濃度為0.05 mol/L 的體系中, 投加10 g 粒徑為2 mm＜d ＜5 mm 的粒子電極, 通過稀硫酸及NaOH 溶液, 將廢水初始pH 值調(diào)至2, 3, 5, 9,研究初始pH 值對該體系降解效果的影響.

(2) 本實驗中的粒子電極為不規(guī)則的粒狀結(jié)構(gòu), 采用篩分法篩選出不同粒徑的粒子電極,分別為d ＜0.1 mm, 0.1 mm＜d ＜0.5 mm, 1 mm＜d ＜2 mm, 2 mm＜d ＜5 mm 等, 研究粒子電極的粒徑對該體系降解效果的影響.

(3) 在pH=3, Na2SO4濃度為0.05 mol/L, 粒子電極粒徑為2 mm＜d ＜5 mm 的體系中,分別投加2, 5, 10, 15 和30 g 的鐵碳粒子, 研究粒子投加量對該體系降解效果的影響.

(4) 在pH=3, Na2SO4濃度為0.05 mol/L 的體系中, 投加10 g 粒徑為2 mm＜ d ＜5 mm 的粒子電極, 通過將廢水稀釋不同的倍數(shù), 得到進(jìn)水COD 濃度為700, 1 400, 2 100,2 800 和3 500 mg/L 的實驗用水, 研究不同進(jìn)水COD 濃度對該體系降解效果的影響.

1.4 分析方法

1.4.1 理化指標(biāo)分析

取樣后直接測定樣品的COD 和BOD5. COD 濃度采用重鉻酸鉀法測定, BOD5值采用5 日培養(yǎng)法測定.

將原樣過0.22μm 濾膜后,采用高效液相色譜技術(shù)測定苯酚及其中間產(chǎn)物[15]. 選用C18 色譜柱(150 mm×4.5 mm), 流動相為甲醇-超純水(0.45∶0.55)[16], 樣品進(jìn)樣量為20 μL[17], 流速為1.5 mL/min, 檢測波長為270 nm, 柱溫為30?C[8]. 苯酚出峰時間是4.4 s, 保留時間為4.4～4.8 s.

1.4.2 紫外光譜和熒光光譜分析

紫外光譜分析采用UV2802 紫外可見分光光度計, 將煤化工廢水處理前后的樣品過0.45 μm 濾膜, 稀釋相同的倍數(shù), 用紫外分光光度計進(jìn)行190～700 nm 波長掃描, 掃描間距為0.5 nm.

三維熒光光譜分析采用日本日立公司生產(chǎn)的F-7000 熒光分光光度計. 將煤化工廢水處理前及處理30, 300 min 后的樣品稀釋至COD 濃度為20 mg/L. 測定前對樣品進(jìn)行預(yù)處理, 調(diào)節(jié)樣品的pH 值, 使得溶液為中性. 激發(fā)波長掃描范圍Ex為200～400 nm, 發(fā)射波長掃描范圍Em為260～500 nm, 狹縫寬帶為5 nm, PMT 電壓為700 V, 響應(yīng)時間為0.5 s, 掃描速度為12 000 nm/min. 實驗空白為超純水. 運用Matlab R2009.a 及Orange8.0 軟件來分析結(jié)果, 在解析三維熒光光譜之前, 既要減掉超純水的空白, 又要用內(nèi)插值法修正三維熒光光譜被散射影響的區(qū)域, 從而處理得到熒光光譜圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 苯酚模擬廢水降解實驗

2.1.1 COD 去除率及B/C 的變化

本工作考察了兩種不同體系對苯酚的處理情況. 苯酚廢水中的COD 去除率隨時間的變化曲線如圖2 所示.

圖2 3D-EF 和HEF 體系對苯酚廢水的COD 去除率變化Fig.2 Change of COD removal rate of the phenol wastewater by 3D-EF and HEF reactor

由圖2(a)可見, 在3D-EF 體系中, 當(dāng)處理時間為1 h 時, H2O2+3D-EF 實驗組和H2O2-D 實驗組的COD 去除率達(dá)到最大, 分別為84%和78%, 且隨著處理時間的進(jìn)一步增加,COD 去除率保持不變; 而3D-EF+H2O2實驗組的COD 去除率隨著處理時間的延長, 是逐漸增加的, 且當(dāng)處理時間為9 h 時達(dá)到最大, 為80%, 隨后一直保持不變. 當(dāng)處理時間在0～8 h 之間時, 3D-EF+H2O2實驗組的COD 去除速率明顯低于其他兩個實驗組; 當(dāng)處理時間達(dá)到23 h 時,COD 去除率沒有明顯變化. 這說明在3D-EF 體系中, 處理前投加H2O2能夠在較短的時間內(nèi)提高COD 的去除率.

由圖2(b)可見, 在HEF 體系中, 當(dāng)處理時間為1 h 時, H2O2+HEF 實驗組的COD 去除率達(dá)到23%, 明顯高于HEF+H2O2實驗組(2%)和H2O2-H 實驗組(1%); 隨著處理時間的增加, 在8 h 時, HEF+H2O2實驗組, H2O2+HEF 實驗組和H2O2-H 實驗組的COD 去除率分別為73%, 85%和83%. 這可能是納米Fe3O4的在反應(yīng)初期釋放的Fe2+較少, 而隨著反應(yīng)的進(jìn)行, 由Fe2+經(jīng)過芬頓反應(yīng)生成的Fe3+提高了溶液中鐵離子的含量. Fe3+也具有一定的催化活性, 能夠促進(jìn)芬頓反應(yīng)的快速進(jìn)行, 提高COD 去除速率. 而后因H2O2及COD 濃度的減少, 減緩了去除速率, 降低了COD 去除率. 這說明在HEF 體系中, 處理前投加H2O2能夠在較短的時間內(nèi)提高COD 去除率.

比較圖2(a)和(b)可知, 在同樣的實驗條件下, 3D-EF 體系中3 組實驗的COD 去除率均在80%以上, 而HEF 體系的COD 去除率還不足70%. 這說明3D-EF 體系對苯酚廢水的處理效果明顯優(yōu)于HEF 體系.

HEF 和3D-EF 體系處理苯酚廢水的BOD5及B/C 變化如表2 所示. 可以看出, 隨著處理時間的延長, 兩種體系中BOD5值和B/C 逐漸減小. 這是因為在降解苯酚的過程中, 除了大部分會被分解為CO2和H2O 外, 還會被氧化成對苯二酚、鄰苯二酚和對苯醌等難降解的中間物質(zhì), 從而導(dǎo)致反應(yīng)體系中BOD5值和B/C 的下降.

2.1.2 高效液相分析苯酚去除率

3D-EF 體系和HEF 體系處理苯酚廢水時, 苯酚去除率的變化如圖3 所示. 由圖可知, 兩種體系在前8 h 內(nèi)的苯酚去除率均達(dá)到100%. 這說明僅利用電解過程產(chǎn)生的H2O2或外加的H2O2就能與納米Fe3O4或鐵碳顆粒產(chǎn)生足夠的·OH 降解苯酚, 其中H2O2+3D-EF 實驗組對苯酚的降解速度最快, 在1 h 內(nèi)的苯酚去除率就達(dá)到100%. 這與COD 去除率的變化相一致.

表2 HEF 和3D-EF 體系處理苯酚廢水的BOD5 值及B/CTable 2 BOD5 values and B/C of phenol wastewater during 3D-EF and HEF treatment

圖3 3D-EF 和HEF 體系對苯酚廢水的苯酚去除率變化Fig.3 Change of phenol removal rate of the phenol wastewater by 3D-EF and HEF reactor

2.2 3D-EF 體系降解煤化工廢水

2.2.1 初始pH 值的影響

圖4 為不同pH 條件下有機(jī)物的降解情況. 可以看出, 在不同pH 值條件下, COD 去除率都隨著處理時間的延長而逐漸增加; 在相同處理時間下, 隨著pH 值的減小, COD 去除率增大,且在pH=3 時有最大的COD 去除率. 這說明過酸和偏堿性條件都會抑制有機(jī)物的降解. 在過酸條件下, 過量的H+在陰極產(chǎn)生H2, 削弱了陰極的H2O2產(chǎn)生; 而當(dāng)pH＞3 時, 不利于粒子電極Fe2+/Fe3+的析出及芬頓反應(yīng)的進(jìn)行.

圖4 在不同的pH 值條件下有機(jī)物降解情況Fig.4 Degradation of organic matter at different pH conditions

表3 列出了不同pH 值條件下, COD 去除率、BOD5值及B/C 的變化情況. 可以看出, 在同一pH 值條件下, 隨著處理時間的增加, COD 值逐漸下降, 而B/C 的總趨勢是先增大后減小,當(dāng)pH=2, 3 時, B/C 的最大值出現(xiàn)在240 min 時; 而當(dāng)pH=5, 9 時, 最大值出現(xiàn)在180 min 時.在pH=3 的條件下, 當(dāng)處理時間為300 min 時, COD 值為1 299 mg/L, 低于其他pH 降解體系;BOD 值為573 mg/L, 高于其他pH 降解體系. 這表明在初始pH=3 的條件下, 3D-EF 體系能夠有效提高廢水的可生化性.

表3 不同初始pH 值下BOD5 值及B/C 的變化Table 3 Change of BOD5 values and B/C at different initial pH values

2.2.2 粒子電極粒徑的影響

不同粒徑鐵碳顆粒下COD 去除率的變化如圖5 所示. 可以看出, 隨著處理時間的增加, 不同粒徑鐵碳顆粒下的COD 去除率是逐漸提高的; 隨著粒徑的增大, COD 去除率也是提高的;最好的是粒徑為2 mm＜d ＜5 mm 的粒子電極, 其COD 去除率比0.1 mm＜d ＜0.5 mm 的實驗組高46%. 這是因為在3D-EF 體系中, 粒子電極的粒徑越小, 其比表面積越大, 在曝氣過程中越容易與電極板相接觸形成短路, 造成電能的損失, 使反應(yīng)器的電流利用效率降低, COD 去除率進(jìn)而降低. 因此粒徑2 mm＜d ＜5 mm 為最優(yōu)粒子電極粒徑范圍.

圖5 不同粒徑鐵碳顆粒下, COD 去除率的變化Fig.5 Change of COD removal rates under different iron-carbon particle sizes

2.2.3 粒子電極投加量的影響

以2 mm＜d ＜5 mm 粒徑的粒子為粒子電極, 考察了其不同投加量對COD 去除率的影響,結(jié)果如圖6 所示. 可以看出, 隨著處理時間的增加, COD 去除率在不斷增加; 隨著粒子電極投加量的增加, COD 的去除效果愈發(fā)明顯. 當(dāng)粒子投加量為0 g 時, COD 去除率最低, 在25%以下; 當(dāng)粒子投加量在5, 10 及15 g 時, COD 的去除效果相接近, 在35%～40%之間; 雖然當(dāng)粒子投加量為30 g 時, COD 去除率最大, 接近50%, 但是考慮到粒子的利用率, 得到最優(yōu)的粒子電極投加量為10 g.

圖6 不同鐵碳顆粒投加量下, COD 去除率的變化Fig.6 Change of COD removal rates un der different iron-carbon particle dosages

2.2.4 不同的進(jìn)水COD 濃度的影響

不同的進(jìn)水COD 濃度對COD 去除率的影響如圖7 所示. 可以看出, 相比其他進(jìn)水COD濃度, 當(dāng)進(jìn)水COD 濃度為1 400 mg/L 時, COD 去除率達(dá)到最高. 隨著處理時間的增加,COD 去除率逐漸提高. 反應(yīng)300 min 后,當(dāng)進(jìn)水COD 濃度為1 400 mg/L 時,COD 去除率最大,為45%; 而當(dāng)進(jìn)水COD 濃度為3 500 mg/L 時, COD 去除率最低, 為34%. 因此, 本工作選取1 400 mg/L 為最佳進(jìn)水COD 濃度.

圖7 不同的進(jìn)水COD 負(fù)荷對COD 去除率的影響Fig.7 Change of COD removal rates under different initial COD values

綜上所述, 本工作所得3D-EF 體系的最優(yōu)反應(yīng)條件如下: pH 值為3, 粒子粒徑為2 mm＜d ＜5 mm, 粒子投加量為10 g(33 g/L), 進(jìn)水COD 負(fù)荷為1 400 mg/L. 此條件下處理煤化工廢水5 h 后, COD 去除率接近40%.

2.3 煤化工廢水特征污染物的成分變化

為了探討煤化工廢水處理機(jī)制, 采用紫外光譜、三維熒光光譜和傅里葉紅外光譜, 對該工藝條件降解過程中溶解性有機(jī)物的變化進(jìn)行分析.

2.3.1 紫外光譜分析

在最優(yōu)條件下, 煤化工廢水處理前后樣品的紫外光譜掃描情況如圖8 所示. 可以看出, 處理前(0 min)的樣品在270～280 nm 處有一個明顯吸收峰, 與苯酚及其降解中間產(chǎn)物的吸收峰相似[18]. 隨著處理時間的增加, 樣品的紫外吸收強(qiáng)度逐漸減少, 表明有機(jī)物得到降解. 反應(yīng)180 min 后, 280 nm 處的吸光度明顯減弱, 特征峰不明顯. 這說明廢水中的芳香族化合物被降解.

圖8 不同處理時間下, 煤化工廢水樣品的紫外光譜掃描情況Fig.8 UV spectra of coal liquefaction wastewater samples under different degradation time

2.3.2 三維熒光光譜分析

采用區(qū)域積分的方法將三維熒光光譜分為5 個區(qū)域: Ⅰ,Ⅱ和Ⅲ區(qū)激發(fā)波長與發(fā)射波長的范圍為Ex/Em= (200 ～250) nm/(250～330) nm, Ex/Em= (200 ～250) nm/(330～380) nm 和Ex/Em=(200 ～250) nm/(380～550) nm, 分別代表酪氨酸類芳香族蛋白質(zhì)、色氨酸類芳香族蛋白質(zhì)、富里酸類物質(zhì)[19-20]; Ⅳ和Ⅴ區(qū)激發(fā)波長與發(fā)射波長的范圍為Ex/Em=(250 ～450) nm/(250～380) nm 和Ex/Em= (250 ～450) nm/(380～550) nm, 分別代表溶解性微生物代謝物、腐殖酸類物質(zhì)[21].

圖9 不同降解時間下, 煤化工廢水樣品的三維熒光光譜圖Fig.9 Three dimensional excitation-emission matrix spectra of coal liquefaction wastewater samples under different degradation time

在最優(yōu)條件下, 煤化工廢水樣品在處理前后的三維熒光光譜圖如圖9 所示, 其中色度卡表示熒光強(qiáng)度, 單位為au-nm2-(mg/LC). 可以看出, 在處理前, 煤化工廢水樣品中存在3 個熒光峰, 即位于Ⅰ區(qū)的Peak A(Ex/Em=200 nm/300 nm), Peak B(Ex/Em=235 nm/303 nm), 以及位于Ⅳ區(qū)的Peak C(Ex/Em=275 nm/330 nm), 其中Peak A 和Peak B 主要是單環(huán)的芳香化合物, 如苯、甲苯、苯酚和苯胺等[22-23], Peak C 則可能與乙苯、二甲苯和萘等物質(zhì)有關(guān)[24].在處理30 min 后,Peak A,Peak B,Peak C 的熒光強(qiáng)度顯著下降(見圖9(b)). 這說明3D-EF 體系對芳環(huán)類化合物具有較好的降解效果. 在處理300 min 后(見圖9(c)), Peak A 消失, Peak C 的熒光強(qiáng)度增強(qiáng). 這說明單環(huán)芳香族化合物繼續(xù)被降解開環(huán)的同時, 可能重新聚合成多環(huán)有機(jī)物.

2.3.3 傅里葉紅外光譜分析

傅立葉變換紅外光譜可以反映煤化工廢水中有機(jī)物官能團(tuán)的變化[25]. 圖10 是煤化工廢水樣品經(jīng)3D-EF 體系處理前后的傅立葉紅外吸收光譜圖. 可以看出: 樣品在3 300～3 400 cm-1之間存在一個較寬的峰, 是由含有N-H, O-H 伸縮振動和羧酸的氫鍵的醇類、酚類和羧酸類物質(zhì)所引起的[26-27]; 在2 240～2 260 cm-1之間的吸收峰, 是由脂肪腈類化合物的C≡N 伸縮振動所引起的; 1 650 cm-1處的寬峰顯示了共軛酮的C=O 及酰胺基的C=O 的存在[21,28-29]. 這說明廢水中主要的有機(jī)污染物為芳香族化合物、酚類、醇類及羧酸類等化合物.經(jīng)3D-EF 體系處理300 min 后, 1 650 及3 300～3 400 cm-1處峰的強(qiáng)度有減弱的跡象.這表明廢水中含共軛C=C 或C=O 官能團(tuán)的有機(jī)物、醇類和酚類等物質(zhì), 能夠被3D-EF 體系降解.

圖10 3D-EF 體系處理前后, 煤化工廢水樣品的傅立葉紅外光譜圖Fig.10 Fourier transform infrared spectra of coal liquefaction wastewater samples before and after 3D-EF treatment

3 結(jié) 論

(1) 3D-EF 體系處理苯酚廢水的COD 去除率高達(dá)80%, 苯酚在1～8 h 內(nèi)的降解率達(dá)到100%, 明顯好于HEF 體系的處理效果.

(2) 初始pH 值和粒子電極投加量對3D-EF 體系的處理效果影響較大, 并得到如下的最優(yōu)反應(yīng)條件: pH 值為3, 粒子粒徑為2 mm＜d ＜5 mm, 粒子投加量為10 g(33 g/L), 初始進(jìn)水COD 濃度為1 400 mg/L. 在此條件下反應(yīng)5 h, 3D-EF 體系對煤化工廢水的處理效果最好,COD 去除率接近40%, B/C 提高至0.44.

(3) 紫外光譜和三維熒光光譜的分析結(jié)果顯示, 3D-EF 體系對煤化工廢水中芳香族化合物具有較好的降解效果, 對COD 的去除主要來自對酚類化合物的降解. 傅里葉紅外光譜的結(jié)果也證明了C=C 和C=O 的存在. 這說明一部分酚類物質(zhì)的降解產(chǎn)物重新聚合為雜環(huán)的大分子物質(zhì).