侯先宇,陳煒鳴,李啟彬,辜哲培,張愛平*

?

微波活化過硫酸鹽耦合混凝處理二硝基重氮酚工業(yè)廢水

侯先宇1,陳煒鳴2,李啟彬2,辜哲培1,張愛平1*

(1.四川師范大學化學與材料科學學院,四川 成都 610068；2.西南交通大學地球科學與環(huán)境工程學院,四川 成都 611756)

利用微波(MW)活化過硫酸鹽(PS)體系耦合混凝法處理二硝基重氮酚(DDNP)工業(yè)廢水, 考察了PS投量、n(Fe2+/PS)、初始pH值、MW功率對廢水中有機物的去除效果,通過控制實驗比較了單一方法處理DDNP工業(yè)廢水效果及協(xié)同機制,采用紫外可見光譜和紅外光譜研究了有機物的結(jié)構(gòu)經(jīng)氧化后的變化特征,并對該體系的主要活性氧化物種(ROS)進行了識別.結(jié)果表明,在PS投量為8g/L,初始pH值為3,MW功率為600W,(Fe2+/PS)為0.04,反應時間8min時的條件下,COD和色度(CN)去除率分別達70.79%和94.53%.與此同時,混凝后出水COD去除率有一定上升,但是CN的去除有小幅下降的趨勢.另外,MW、PS和Fe2+三者存在協(xié)同效應,在反應時間為14min時出水可生化性大幅改善(B/C從0.05提高至0.56).最后,體系主要產(chǎn)生以硫酸根自由基和羥基自由基為主的活性物種,能夠破壞DDNP工業(yè)廢水中有機物所含的苯環(huán)結(jié)構(gòu)、硝基(-NO2)和偶氮基(-N=N-),形成含N-H、C-O-H的中間產(chǎn)物.

硫酸根自由基；高級氧化法；DDNP工業(yè)廢水；FTIR；UV-Vis

二硝基重氮酚(DDNP)是一種優(yōu)良的起爆物質(zhì),被廣泛用于雷管生產(chǎn),每生產(chǎn)1kg DDNP約產(chǎn)生200~300kg廢水[1-2].殘余DDNP及其副產(chǎn)品隨還原、重氮化及洗滌等工序進入廢水中,增加廢水的色度和生物毒性.DDNP工業(yè)廢水表觀呈黑色,成分復雜,含有重氮基、硝基及其衍生物等毒性較強的有機化合物,可生化性極差,傳統(tǒng)的生物法包括白腐真菌幾乎無法降解DDNP工業(yè)廢水中的有機物[3].另外,DDNP工業(yè)廢水中的硝基酚及苯酚類劇毒物質(zhì)會對生物體產(chǎn)生致畸致癌致突變效應,若不妥善處理將會嚴重威脅受納水體生態(tài)系統(tǒng)[4].與此同時,我國已將廢水中酚類污染物列為優(yōu)先控制污染物,二硝基重氮酚工業(yè)水污染物排放標準(GB4278-84)[5]中也嚴格規(guī)定了總硝基化合物的排放限值.因此,廢水中難生物降解有機物的去除是處理DDNP工業(yè)廢水的關(guān)鍵.

活性炭吸附[6]、超臨界水氧化[7]、電催化氧化[8]、Fenton試劑氧化[9]、過渡金屬催化氧化[10]等物理化學方法均能用于DDNP工業(yè)廢水的處理.然而,較高的一次性投資和運營成本以及處理工藝復雜和產(chǎn)生二次污染等缺點[11]限制了其應用,所以亟待一種經(jīng)濟高效的方法處理DDNP工業(yè)廢水.基于過硫酸鹽(PS)產(chǎn)生活性氧物種(ROS)的高級氧化技術(shù)(AOPs)降解廢水中有機物具有高效、快捷等特點。如今，該技術(shù)已經(jīng)成功運用于廢水中污染物的降解,并取得了良好的效果[2],但活化PS處理DDNP工業(yè)廢水的相關(guān)報道卻鮮見報道.

近年來,基于不同形態(tài)鐵及化合物活化氧化劑產(chǎn)生ROS的研究較多[12-14],Fe2+活化PS體系處理污染物的研究更加廣泛[15],在熱能的作用下對單一污染物有較好的降解效果,但對有機物組成復雜的實際廢水存在效能較低的缺陷.微波(MW)具有熱效應和非熱效應,研究表明MW輻射較傳統(tǒng)加熱活化能提升過一硫酸鹽體系對有機物的反應速率[2].但是,MW對Fe2+/PS的協(xié)同效果,尤其是該體系對DDNP工業(yè)廢水的氧化和混凝機理的相關(guān)研究鮮有報道.

鑒于此,構(gòu)建了MW-Fe2+/PS體系通過氧化和混凝共同作用去除DDNP工業(yè)廢水中的有機物.首先探討了重要影響因素對有機物的去除效果;再通過控制實驗揭示MW-Fe2+/PS體系處理DDNP工業(yè)廢水的協(xié)同機制;此外,采用醇類猝滅實驗驗證了體系的主要活性氧物種;在此基礎上,利用UV-Vis和FTIR光譜解析了DDNP工業(yè)廢水在MW- Fe2+/PS體系中有機物基團轉(zhuǎn)化機制,以期為預處理DDNP工業(yè)廢水提供理論依據(jù).

1 材料和方法

1.1 實驗用水

DDNP工業(yè)廢水取自西南地區(qū)某DDNP加工廠,表觀呈黑色,pH值為7.61,COD和BOD5分別為660.20mg/L和33.82mg/L,BOD5/COD僅為0.05,可生化性極差.

1.2 試劑和儀器

過硫酸鉀(K2S2O8)、乙醇(EtOH)、叔丁醇(TBA)、硫酸亞鐵(FeSO4?7H2O)、氫氧化鈉(NaOH)、硫酸(H2SO4)、磷酸(H3PO4)、重鉻酸鉀(K2Cr2O8)均為分析純,實驗過程均使用蒸餾水.微波反應器(MW,購于美的公司并進行改裝)、生化培養(yǎng)箱(SPX-250BⅢ型,天津泰斯特儀器有限公司)、pH計(pHs-25型酸度計,成都方舟科技開發(fā)公司).

1.3 實驗過程

準確移取100mL DDNP廢水于圓底燒瓶內(nèi),依次加入一定量PS粉末和Fe2+溶液,并使PS全部溶解,利用H3PO4或H2SO4及NaOH調(diào)節(jié)初始pH值到設定值,將圓底燒瓶轉(zhuǎn)移至微波爐內(nèi),調(diào)節(jié)MW功率到固定值,分別反應0~14min,將反應后的液體轉(zhuǎn)移至冰水中迅速冷卻,然后過濾待測.最后,為驗證體系中Fe組分的絮凝沉淀作用對廢水中有機物去除的影響,將冷卻后的14min出水分成兩部分,調(diào)節(jié)其中一部分的pH值至10,靜置5min過濾后測定.

1.4 分析方法

依照《水和廢水檢測分析方法(第四版)》[16],其中COD采用重鉻酸鉀法測定,BOD5采用稀釋與接種法測定,pH值采用玻璃電極法測定.

色度(CN)計算見式(1)[17].

式中:436、525、620表示在436、525和620nm波長處的吸光度值.

1.4.1 紫外-可見光譜分析 將冷卻后的樣品經(jīng)0.45μm玻璃纖維過濾,用二級反滲透超純水稀釋后測定.UV-Vis采用紫外-可見-近紅外分光光度計(美國,Perkin-Elmer Lambda 950)測定,掃描范圍為240~600nm,間隔為1nm.

1.4.2 傅里葉紅外光譜分析 將5mg冷凍干燥后的固體樣品與100mg的KBr混合,利用瑪瑙研體研磨均勻,壓片后測定.傅里葉紅外光譜儀為德國布魯克VERTEX 70FT-IR,測定范圍為4000~400cm-1,分辨率為2cm-1.

2 結(jié)果與討論

2.1 PS投量的影響

在(Fe2+/PS)為0.04,初始pH值為3,MW功率為600W的條件下考察了不同PS投量對降解DDNP工業(yè)廢水的影響.如圖1所示,增加PS投量會顯著提高COD及CN的去除率.PS投量從2g/L增至8g/L,反應至8min時,其COD和CN的去除率分別從49.96%和66.98%升至70.79%和94.53%.繼續(xù)增大PS量至12g/L,COD去除率升至77.75%,CN去除率僅為99.13%,去除效果趨緩.這是由于增加PS投量,單位時間分解PS產(chǎn)生×SO4-的量逐漸增大(式2)[18],從而提升了對DDNP廢水中有機物的氧化效果,然而過多的PS投量致使體系產(chǎn)生×SO4-的量趨于飽和,過量的PS會成為×SO4-的清除劑(式3)[19],抑制體系對有機物的氧化降解,以至于效果趨緩. 相比劉美琴等[15]采用的Fe2+活化PS耦合活性炭技術(shù), MW-Fe2+/PS體系降解實際廢水的效果較優(yōu).調(diào)節(jié)14min出水的pH值至10,出水變?yōu)辄S褐色,并伴有鐵泥生成,COD去除率有所升高,而CN去除率小幅降低,這是由于在pH=10的環(huán)境中鐵離子會迅速沉淀,通過絮凝沉淀作用去除部分有機物,而殘余多種形態(tài)的鐵基化合物自身顯色影響了分析,以至于測得的CN去除率有所降低.

S

2

O

8

2

-

+Heat →2

×

SO

4

-

(2)

S

2

O

8

2

-

+

×

SO

4

-

→SO

4

2

-

+

×

S

2

O

8

2

-

(3)

2.2 n(Fe2+/PS)的影響

在PS量為8g/L,初始pH值為3,MW功率為600W的實驗條件下考察了(Fe2+/PS)對DDNP廢水COD和CN的去除效果.如圖2所示,增大(Fe2+/PS),COD及CN去除效果得到加強.n(Fe2+/PS)從0.01增加至0.10,反應8min對應的COD去除率從58.99%增至72.95%.當(Fe2+/PS)30.08,相應的 COD去除率及CN去除率增加不明顯,去除效果趨緩.這是由于Fe2+在體系中作為PS的活化劑,促進PS產(chǎn)生×SO4-(式4)[22],加快氧化降解速率增大出水的COD及CN去除率,而過多Fe2+會成為×SO4-的清除劑(式5)[23],降低體系×SO4-的濃度,減緩氧化降解反應.將反應14min出水pH值調(diào)節(jié)至10時,出水也立刻變?yōu)榱它S褐色,其COD去除率較14min有所升高,而CN去除率有所降低.

S

2

O

8

2

-

+Fe

2+

→

×

SO

4

-

+Fe

3+

+SO

4

2

-

(4)

×

SO

4

-

+Fe

2+

→Fe

3+

+SO

4

2

-

(5)

2.3 初始pH值的影響

在PS量為8g/L,(Fe2+/PS)為0.04,MW功率為600W的實驗條件下考察了初始pH值對DDNP廢水COD和CN的去除效果.如圖3所示,增大初始pH值從3~11的過程中,出水COD及CN去除率逐漸降低,但初始pH值為13時,對廢水COD及CN的去除效果得到加強.初始pH值從3增至11,反應時間為8min時,COD和CN的去除率分別從68.04%和94.68%降至50.75%和77.35%,這是由于pH值升高有更多的OH-會與體系中的Fe2+/Fe3+反應生成Fe(OH)2、Fe(OH)3及FeOOH等共沉淀物,一方面沉淀物會影響傳質(zhì)從而抑制×SO4-及×OH對有機物質(zhì)的攻擊,一方面Fe2+減少會降低體系對PS的活化效果.有研究表明[20],提高pH值過程中生成的SO42-對×SO4-及×OH有抑制作用.增大初始pH值至13,COD和CN去除率迅速升至59.82%和97.84%,堿活化PS產(chǎn)生以超氧自由基為主的ROS對有機物進行氧化降解.最后,調(diào)節(jié)14min出水的pH值至10,COD去除率小幅增加,CN去除率略有下降.

2.4 MW功率的影響

圖4顯示了在PS量為8g/L,(Fe2+/PS)為0.04,初始pH值為3的實驗條件下考察了MW功率對DDNP工業(yè)廢水降解效果的影響.由圖可知,增大MW功率會顯著加強COD及CN的去除效果.MW功率從300W增至900W,COD和CN去除率分別從52.29%和63.27%增至74.42%和99.00%,當MW功率超過600W后,去除效果趨緩.持續(xù)增大MW功率,體系熱效應顯著,剩余PS量逐漸減少演變成為控制反應的主要因素,體系溫度漸趨于穩(wěn)定時反應漸緩,COD及CN去除率的增量逐漸減小.一方面,提高MW功率會促進體系快速升溫,并且非熱效應也會加快PS分解產(chǎn)生×SO4-,從而強化有機物的氧化降解;另一方面,MW能夠增大有機物的溶解性,使得污染物更容易受到ROS的攻擊.因此,MW會增大DDNP工業(yè)廢水中有機物的分解速率并縮短反應時間[21].調(diào)節(jié)14min出水pH值為10,COD去除率有略有升高,CN去除率略有降低.

2.5 控制實驗

在PS投量為8g/L,(Fe2+/PS)為0.04,初始pH值為3,MW功率為600W的實驗條件下進行控制實驗.不同工藝對DDNP工業(yè)廢水COD去除結(jié)果如圖5所示.MW、PS及Fe2+單獨作用時無明顯的降解效果.MW/Fe2+、PS/Fe2+及MW/PS工藝對廢水的降解效果得到加強.MW-Fe2+/PS體系降解DDNP工業(yè)廢水中有機物的效果進一步提升,對廢水COD去除率作用大于MW、Fe2+及PS單獨作用之和[60.40%> (7.26%+4.68%+16.65%)],表明MW、PS和Fe2+存在協(xié)同機制,加強MW-Fe2+/PS體系對DDNP工業(yè)廢水的降解效果.另一方面,經(jīng)MW-Fe2+/PS工藝處理后的DDNP廢水的B/C提高至0.56,可生化性也得到顯著改善.

圖5 不同工藝對DDNP廢水COD去除的比較

UV-Vis光譜的吸收強度主要與有機物分子結(jié)構(gòu)中的不飽和共軛鍵有關(guān),而紫外區(qū)的強勢吸收表明廢水中有機物具有較高的芳香性和分子復雜化程度[17].DDNP主要包含了苯環(huán)、硝基(-NO2)及偶氮基(-N=N-)等基團[11],在200~250nm范圍內(nèi)的吸收峰主要歸因于苯環(huán)π-π*躍遷,250~300nm歸因于-NO2的作用,在300~500nm范圍內(nèi)的吸收峰歸因于-N=N-和-NO2的綜合作用[11,25].

為進一步探究不同工藝對DDNP的降解情況,將反應14min的樣品進行UV-Vis全波段掃描(240~600nm),結(jié)果如圖6所示.單獨MW、單獨Fe2+、單獨PS、MW/Fe2+及PS/Fe2+出水在紫外區(qū)存在強勢吸收,5種工藝的UV-Vis光譜相互靠近幾乎重疊, 對DDNP工業(yè)廢水的效果較差.經(jīng)MW/PS體系處理后的DDNP廢水的吸收強度明顯下降,這表明MW能有效活化PS產(chǎn)生ROS破壞DDNP工業(yè)廢水中有機物.MW-Fe2+/PS工藝出水在可見光區(qū)的吸收強度趨于零,在紫外區(qū)的吸收強度也明顯低于其它工藝,表明MW-Fe2+/PS體系能夠有效破壞DDNP工業(yè)廢水中有機物的苯環(huán)、-N=N-和-NO2結(jié)構(gòu).

圖6 DDNP原水和不同工藝出水的紫外可見光譜圖

2.6 官能團轉(zhuǎn)化分析

圖7顯示了DDNP原水及經(jīng)MW-Fe2+/PS工藝在PS量為8g/L, n(Fe2+/PS)為0.04,初始pH值為3, MW功率為600W的條件下處理14min出水的FTIR光譜.位于3437cm-1的峰帶歸因于O-H的伸縮振動[26].位于1638、1434及1491cm-1的峰帶歸因于芳香性C=C骨架振動及-N=N-發(fā)色團的變形振動[27-28].1365cm-1處的峰帶歸因于芳香性-NO2伸縮振動,1126cm-1處的吸收峰歸因于C-O-H的伸縮振動[11].1052cm-1的峰帶歸因于醇類R-OH中C-O基團的伸縮振動.位于1000cm-1的吸收峰帶歸因于C-O單鍵伸縮振動[29].820~620cm-1的吸收峰帶歸因于面外N-H鍵角變形[30].

如圖7所示,位于1491、1434、1403及1365cm-1的峰帶幾乎被完全去除,表明苯環(huán)結(jié)構(gòu)被破壞、-NO2和-N=N-被大量降解或轉(zhuǎn)化,部分污染物被礦化成H2O及CO2,從而得到較高的COD去除率[11].波數(shù)為1126cm-1的峰帶增強加并轉(zhuǎn)換至1193cm-1,表明DDNP被氧化形成的中間產(chǎn)物富含C-O-H基團[11].1052cm-1處的峰帶強被加強,說明DDNP降解形成了部分醇類物質(zhì),提高了廢水的可生化性. 920~620cm-1的峰帶消失,表明-NO2被轉(zhuǎn)化去除. 820~620cm-1的吸收峰帶得到加強,尤其是在732cm-1的峰帶強度顯著提高,表明體系生成了含N-H的中間產(chǎn)物.

圖7 DDNP原水及MW-Fe2+/PS工藝出水FTIR光譜

2.7 活性物種的鑒定

有研究表明[21,30],Fe2+/PS體系存在×SO4-和×OH,且×SO4-占主導地位.但是，由于MW引入了Fe2+/PS體系,可能對體系中的自由基種類及貢獻產(chǎn)生影響,為判別體系中自由基的種類及貢獻,分別向體系中加入不同醇類物質(zhì)進行猝滅實驗進行驗證[33].在體系為PS投量為8g/L,初始pH值為3,MW功率為600W,(Fe2+/PS)為0.04的DDNP廢水中分別加入不同濃度的EtOH和TBA,對應的CN去除率結(jié)果如圖8所示.

圖8 EtOH及TBA對CN去除率的影響

由圖8可知,所有反應均在8min后趨緩,對應的CN去除率無明顯增幅.EtOH對體系的抑制作用明顯強于TBA.以8min為例,加入1.36g/L 的EtOH使得CN去除率從92.45%大幅下降至60.07%,而加入2.19g/L的TBA的僅使CN去除率減少了約10%.繼續(xù)增大EtOH或TBA投量將進一步降低CN去除率.因此,在MW-Fe2+/PS體系降解DDNP工業(yè)廢水中有機物的主要活性氧物種是×SO4-,×OH的貢獻值相對較小.

2.8 分析討論

2.8.1 現(xiàn)有技術(shù)比較 近年,如何妥善處理DDNP廢水得到廣泛重視,其現(xiàn)有的技術(shù)如表1所示.這些技術(shù)能對廢水COD及CN具有較好的去除效果,經(jīng)過處理后的廢水可生化性也能得到大幅改善,但因其技術(shù)成本等因素限制了這些技術(shù)的實際運用.例如,Fe/C與Fe/Cu內(nèi)電解工藝處理DDNP廢水[33], COD和CN去除率可達86.65%和82.24%,但其處理時間長達2d及以上.超臨界水氧化[35]的CN及COD去除率399%,但其成本極高且反應條件苛刻并對金屬殼體有較強的腐蝕作用.這些方法或因處理不充分、經(jīng)濟成本高、反應條件苛刻及耗時長等缺點不宜被廣泛運用.與此同時,MW-Fe2+/PS工藝處理DDNP工業(yè)廢水,僅反應8min對應的COD和CN的去除率達60.40%和88.45%,B/C明顯高于其它工藝,故這種新型快速處理的高級氧化技術(shù)能在短時間內(nèi)大幅降解有機物,且能快速提高廢水的可生化性.

表1 現(xiàn)有DDNP廢水處理技術(shù)比較

2.8.2 體系PS變化 MW-Fe2+/PS體系中PS分解最終會轉(zhuǎn)換成SO42-,體系中PS及SO42-濃度變化如表2所示.初始PS投量為8g/L,反應至4min,PS大量分解,SO42-濃度迅速增至5.27g/L.隨著反應時間增長,體系SO42-濃度逐漸增加,反應至14min時,出水殘余PS量僅為0.11g/L,SO42-濃度升至5.61g/L.表明體系在8min后趨緩,PS的分解率超過了97%.

表2 MW-Fe2+/PS體系PS及SO42-濃度變化 (g/L)

3 結(jié)論

3.1 PS投量、n(Fe2+/PS)、初始pH值、MW功率及輻射時間對COD和CN的去除都有著重要的影響.在PS投量為8g/L,初始pH值為3,n(Fe2+/PS)為0.04,MW功率為600W,反應時間為8min時,COD和CN的去除率分別為60.40%和88.45%.MW-Fe2+/PS體系對DDNP工業(yè)廢水COD和CN的去除效果明顯高于其它工藝,MW、Fe2+及PS之間存在協(xié)同效應,且B/C從0.06增加至0.56,廢水可生化性顯著改善.

3.2 MW-Fe2+/PS體系存在?SO4-和?OH,其中對DDNP工業(yè)廢水中有機物降解起主要作用的為?SO4-.MW-Fe2+/PS體系能有效降解DDNP中的硝基和偶氮基結(jié)構(gòu),并能破壞苯環(huán)的共軛體系,生成了醇類及酰胺等含有N-H及C-O-H的小分子物質(zhì).

[1] Zhai J, Wang Y. Status and development of DDNP wastewater treatment [J]. Procedia Environmental Sciences, 2013,18:632-637.

[2] Qi C, Liu X, Lin C, et al. Activation of peroxymonosulfate by microwave irradiation for degradation of organic contaminants [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,315:201-209.

[3] Song S, Xia M, He Z, et al. Degradation of p-nitrotoluene in aqueous solution by ozonation combined with sonolysis [J]. Journal Hazardous Materials, 2007,144(1):532-537.

[4] 牛菲菲,賈保軍,袁素紅.DDNP廢水預處理工藝研究[J]. 河南理工大學學報(自然科學版), 2010,29(6):826-830.

[5] GB4278-84 二硝基重氮酚工業(yè)水污染物排放標準[S].

[6] 王時亮,楊愛江,李 清,等.臭氧催化氧化-活性炭吸附處理DDNP廢水[J]. 爆破器材, 2014,43(4):52-56.

[7] Wang S, Guo Y, Chen C, et al. Supercritical water oxidation of land?ll leachate [J]. Waste Management, 2011,3:2027-2035.

[8] Wei L, Zhu H, Mao X, et al. Electrochemical oxidation process combined with UV photolysis for the mineralization of nitrophenol in saline wastewater [J]. Separation & Purification Technology, 2011, 77:18-25.

[9] Ayoub K, Nélieu S, Hullebusch E D V, et al. Electro-Fenton removal of TNT: Evidences of the electro-chemical reduction contribution [J]. Applied Catalysis B Environmental, 2011,104(1):169-176.

[10] Bokare V, Jung J L, Chang Y Y, et al. Reductive dechlorination of octachlorodibenzo-p-dioxin by nanosized zero-valent zinc: modeling of rate kinetics and congener pro?le [J]. Journal Hazardous Materials, 2013,250-251(2):397-402.

[11] Yuan Y, Lai B, Tang Y Y. Combined Fe0/air and Fenton process for the treatment of dinitrodiazophenol (DDNP) industry wastewater [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,283:1514-1521.

[12] Wu D, Chen Y, Zhang Y, et al. Ferric iron enhanced chloramphenicol oxidation in pyrite (FeS2) induced Fenton-like reactions [J]. Separation & Puri?cation Technology, 2015,154:60-67.

[13] 顧小鋼.鹽酸羥胺強化Fe(III)-EDDS/過硫酸鹽處理水溶液中TCE [J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(4):1385-1390.

[14] 張麗娜,鐘 華,張俊濤,等.熱,堿和Fe3O4激活過硫酸鈉降解二惡烷的對比研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(10):3741-3747.

[15] 劉美琴,宋秀蘭. Fe2+激活過硫酸鹽耦合活性炭深度處理焦化廢水[J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(4):1377-1384.

[16] 國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 4版.北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002.

[17] 陳煒鳴,張愛平,李 民,等.O3/H2O2降解垃圾滲濾液濃縮液的氧化特性及光譜解析[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(6):2160-2172.

[18] Huang K C, Zhao Z, Hoag G E, et al. Degradation of volatile organic compounds with thermally activated persulfate oxidation [J]. Chemosphere, 2005,61(4):551-560.

[19] Hori H, Yamamoto A, Hayakawa E, et al. Efficient decomposition of environmentally persistent perfluorocarboxylic acids by use of persulfate as a photochemical oxidant [J]. Environmental Science & Technololgy, 2005,39(7):2383-2388.

[20] 駱靖宇,李學艷,李青松,等.紫外活化過硫酸鈉去除水體中的三氯卡班[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(9):3324-3331.

[21] Qi C, Liu X, Lin C, et al. Degradation of sulfamethoxazole by microwave-activated persulfate: kinetics, mechanism and acute toxicity [J]. Chemical Engineering Journal, 2014,249:6-14.

[22] 畢 晨,施 周,周石慶,等. EGCG強化Fe2+/過硫酸鹽體系降解金橙G的研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(10):3722-3728.

[23] Matzek L W, Carter K E. Activated persulfate for organic chemical degradation: A review [J]. Chemosphere, 2016,151:178-188.

[24] Cao J, Xiong Z, Yue Y, et al. Treatment of wastewater derived from dinitrodiazophenol (DDNP) manufacturing by the Fe/Cu/O3process [J]. RSC Advances, 2016,6(97):94467-94475.

[25] Lai B, Zhou Y, Qin H, et al. Pretreatment of wastewater from acrylonitrile-butadiene-styrene (ABS) resin manufacturing by microelectrolysis [J]. Chemical Engineering Journal, 2012,179(1):1-7.

[26] Hou M, Li F, Liu X, et al. The effect of substituent groups on the reductive degradation of azo dyes by zerovalent iron [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,145(1):305-314.

[27] Sundaraganesan N, Saleem H, Mohan S, et al. FTIR, FT-Raman spectra and ab initio DFT vibrational analysis of 2-bromo-4-methyl- phenylamine [J]. Spectrochimica Acta Part A Molecular & Biomolecular Spectroscopy, 2005,62(1–3):740-751.

[28] Waghmode T R, Kurade M B, Govindwar S P. Time dependent degradation of mixture of structurally different azo and non azo dyes by using Galactomyces geotrichum MTCC 1360 [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2011,65(3):479-486.

[29] Patil N N, Shukla S R. Degradation of reactive Yellow 145 dye by persulfate using microwave and conventional heating [J]. Journal of Water Process Engineering, 2015,7:314-327.

[30] Zhang X, Lin Y M, Shan X Q, et al. Degradation of 2,4,6- trinitrotoluene (TNT) from explosive wastewater using nanoscale zero-valent iron [J]. Chemical Engineering Journal, 2010,158(3):566- 570.

[31] Yang L, Hui Z, Wang J, et al. Rapid and continuous oxidation of organic contaminants with ascorbic acid and a modified ferric/ persulfate system [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,270:73-79.

[32] Yong F, Leeb P H, Wu D, et al. Degradation of contaminants by Cu+-activated molecular oxygen in aqueous solutions: Evidence for cupryl species (Cu3+) [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 331:81-87.

[33] Lin H, Lin Y, Liu L. Treatment of dinitrodiazophenol production wastewater by Fe/C and Fe/Cu internal electrolysis and the COD removal kinetics [J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2016,58:148-154.

[34] 陳壽兵,段日雄,張學才.Fenton試劑處理二硝基重氮酚工業(yè)廢水的研究[J]. 安徽理工大學學報(自然科學版), 2003,23(1):50-53.

[35] Fan R G, Li C E, Bai Y X, et al. Electrochemical Pretreatment of Wastewater from DDNP Production Using BDD Thin Film Electrode[J].Advanced Materials Research, 2011,255-260:2962-2966.

[36] 楊宗偉,劉玉存.超臨界水氧化法處理DDNP廢水研究[J]. 山西化工, 2008,28(4):56-57.

Removal of refractory organic compounds in DDNP industrial wastewater by MW activated PS coupling coagulation process.

HOU Xian-yu1, CHEN Wei-ming2, LI Qi-bin2, GU Zhe-pei1, ZHANG Ai-ping1*

(1.College of Chemistry and Material Science, Sichuan Normal University, Chengdu 610068, China；2.Faculty of Geosciences and Environmental Engineering, Southwest Jiaotong Univeristy, Chengdu 611765, China)., 2018,38(12)：4551~4558

MW activated PS coupling coagulation process was applied to treat the dinitrodiazophenol (DDNP) industrial wastewater in this study. The effects of PS dosage, n(Fe2+/PS), initial pH and MW power on organic compounds removal efficiency of DDNP wastewater were investigated. The effect and synergistic mechanism of DDNP wastewater degradation were compared by using control experiments, and the structural transformation of organics by oxidation of MW-Fe2+/PS system was characterized by UV-Vis and FTIR spectra. The reactive oxidative species (ROS) were identified by adding radical scavengers. The results indicated that under optimum condition of PS dosage of 8g/L, initial pH of 3, MW power of 600W,(Fe2+/PS) ratio of 0.04, and reaction time of 8min, the COD and CN removal efficiency were 70.79% and 94.53%, respectively. Meanwhile, the COD removal rate of the effluent after coagulation increased, but the removal rate of CN decreased slightly. In addition, MW, PS and Fe2+had the synergetic effect. The increase of B/C from 0.05 to 0.56 indicated that the biodegradability of the wastewater was significantly improved. Moreover, ?SO4-and ?OH are the most critical ROS in the system, which can destroy benzene ring, nitro (-NO2) and azo group (-N=N-) and form by-products containing N-H and C-O-H.

sulfate radical；advanced oxidation process；DDNP industrial wastewater；FTIR；UV-Vis

X703.5

A

1000-6923(2018)12-4551-08

侯先宇(1994-),男,四川青川人,四川師范大學化學與材料科學學院環(huán)境工程專業(yè)本科生,主要從事難降解有機廢水的處理技術(shù)研究.

2018-05-20

四川省高校特種廢水處理重點實驗室開放課題(SWWT2015- 4)

* 責任作者, 教授, apzhang@sicnu.edu.cn