離心母液廢水是采用懸浮聚合工藝生產聚氯乙烯（PVC）過程中產生的主要廢水之一。該類廢水具有水量大、濁度較高以及可生化性（BOD/COD）差的特點，屬于低濃度難降解有機廢水。廢水的主要污染成分為用作分散劑的聚乙烯醇（PVA）。PVA 屬于有機高分子類化合物，難以被生物降解。在水體中，PVA 通常以膠體狀態存在，可形成大量泡沫并促進沉積的重金屬遷移。因此，若直接大量排放含有PVA 的母液廢水將帶來嚴重的水體污染問題。自2006 年開始，我國PVC 產量躍居世界第一，僅2011 年我國因生產PVC而產生的母液廢水總產量就約為5 200 萬t，因此亟需一種高效、簡便的母液廢水處理方法。現階段，常見的母液廢水處理方法包括：混凝沉淀法、生物法、膜法等。但在應用上述方法處理母液廢水時均一定程度地存在對可溶性COD 處理效率低、處理時間長及處理成本較高等問題。鐵碳微電解法（又稱內電解法、零價鐵法等）因具有能耗低，處理效率高，能夠提高廢水可生化性等優點，近幾年在印染、制藥、農藥、垃圾滲透液等難降解有機廢水的處理中得到了廣泛應用。微電解法的實質是原電池反應，其機理主要包括氧化還原、物理吸附、絮凝沉淀和微電場效應等多種物理化學作用。

本文采用鐵碳微電解法對母液廢水進行預處理研究，主要考察反應時間、鐵粉投加量、Fe/C（質量比）、pH 以及曝氣速率對廢水中COD 及PVA 處理效果的影響，并通過正交實驗確定母液廢水的最佳處理條件。這在母液廢水的處理中還未見報道。

1 材料和方法

1.1 廢水的水質特征

本實驗所用廢水采自某大型氯堿化工企業的PVC 聚合工段。該企業采用典型的電石法懸浮聚合工藝進行PVC 生產。廢水的部分重要水質指標如表1所示。

1.2 主要儀器及分析方法

儀器：COD 快速測定儀（美國哈希，DRB200）；BOD 快速測定儀（美國哈希，Trak Ⅱ）；便攜式分光光度計（美國哈希，DB2800）；總有機碳分析儀（日本島津，TOC-L CPH）；pH 計（PHS-3C）。

分析方法：COD 和BOD 采用快速測定儀測定。PVA 采用分光光度法測定。TOC 采用總有機碳分析儀測定。濁度、NH3-N 和總鐵分別采用APHA 標準方法中的#2130B、#4500C 和#3500B測定。

1.3 實驗方法

實驗采用直徑為50 mm，高為450 mm的有機玻璃管進行鐵碳微電解法的靜態單因素實驗、正交實驗及驗證實驗。實驗開始前，將連接有膠管的曝氣砂頭置于有機玻璃管底部，膠管另一端依次連接流量計及空氣泵。實驗裝置如圖1所示。

實驗采用鐵粉作為宏觀陽極，大顆粒活性炭作為宏觀陰極。實驗前，活性炭用稀硫酸浸泡12h 后用去離子水反復清洗其表面污染物，然后進行飽和吸附以排除吸附作用對目標物質去除率測定結果的干擾。

1.3.1靜態單因素實驗

考察反應時間、鐵粉投加量、Fe/C、pH、曝氣速率對目標物質處理效果的影響。每組實驗平行重復3次。具體實驗過程為：將一定量的鐵粉和活性炭的混合物及500 mL 已調節pH 后的母液廢水由上方加入玻璃管內。將流量計調節至指定曝氣速率后開始計時。當達到預定的反應時間后，調節廢水的pH 至堿性進行絮凝沉淀。靜置30 min 后取上清液過濾測定出水COD 和PVA 含量。所確定的各因素的初始條件為：鐵粉投加量為30 g/L、pH 值=3、Fe/C 為1∶1、曝氣速率為0.6 L/min。對每個影響因素進行優化時，首先固定其他因素，通過測定該因素取不同數值時相應廢水的COD 和PVA 去除率，從而確定該因素的最佳值，再用此值取代初始條件中該因素的相應值，將修訂后的條件作為下一個因素優化時的初始條件，直至完成所有因素的優化。各影響因素取值如下。反應時間：1、2、3、4、5、6h；鐵粉投加量：2、4、10、21、30、40、50 g/L；Fe/C：3：1、2：1、3：2、1：1、2：3、1：2、1：3；pH：1、2、3、4、5、6、7；曝氣速率：0.2、0.4、0.6、0.8、1 L/min。

1.3.2正交實驗

為獲得最佳的處理效果，正交實驗各影響因素的取值點在單因素實驗所確定的平衡點附近選擇。采用L16 （45）的正交實驗表2 研究a：反應時間（h）、b：鐵粉投加量（g/L）、c：Fe/C、d：pH、e：曝氣速率（L/min）對COD去除效率的綜合影響。每組實驗平行進行3 次。正交實驗因素及水平見表2。

1.3.3驗證實驗

將正交實驗確定的最佳反應條件重復進行4 次，分別測定該處理條件下COD、PVA、TOC、NH3-N、濁度的去除率及總鐵含量。

2 結果與討論

2.1 靜態單因素影響實驗

2.1.1反應時間的影響

反應時間對母液廢水COD 和PVA 去除率的影響如圖3 所示。當反應時間達到4h 之前，二者去除率隨反應時間的增加均呈現顯著增加趨勢，之后則趨于緩慢。該結果與其他的研究結果相似。

如圖2 所示，PVA 的降解以[H]還原為主，·OH氧化為輔。在[H]或·OH 的作用下，PVA 首先脫掉一分子H2 或H2O 斷鏈為含R·的小分子物質。R·經進一步的歧化或交互作用可生成酮或烯醇，并最終礦化。

當反應時間較短時，體系內部產生的[H]、·OH 以及Fe2+的數量較少。此時，體系內氧化還原作用及后續的絮凝沉淀作用均不顯著，因此對目標物質的去除率較低。隨著反應時間的延長，COD 和PVA 的去除率趨于穩定。這主要是因為隨著反應進行，體系逐漸增大的pH 加快了鐵表面羥基化合物的形成，進而阻礙了鐵單質與廢水之間的電子遷移。此時，繼續延長反應時間，目標物質的去除率將不再顯著增加。由圖3 可知，PVA 的去除率明顯高于COD。這可能是由于相比于其他小分子有機物質而言，[H] 更易于與PVA 進行脫H2 反應。此外，相比于溶解態的有機物而言，鐵離子的羥基絡合物對膠體態PVA 的絮凝沉淀效果也更好。考慮到上述因素，之后實驗的反應時間均選取4h。

2.1.2鐵粉投加量的影響

鐵粉投加量對COD 和PVA 的去除率的影響如圖4 所示。COD 和PVA 的去除率隨著鐵粉投加量的增加均呈現先增加后穩定的趨勢。當其投加量超過10 g/L 時，COD 和PVA 的去除率趨于穩定，分別為41%和78%。該結論與其他研究結果相似。

鐵單質投加量是影響該方法去除率的重要因素之一。鐵單質除可以與H+作用產生[H]外，還可以作為目標污染物質的氧化還原場所。當鐵粉投加量過小時，體系內產生的[H]、鐵離子數量以及所能提供的氧化還原場所均較少，對PVA 的脫氫、絮凝沉淀及氧化還原作用均較弱。因此，在此條件下PVA 的去除率較低。由反應體系COD/TOC 值較大（COD/TOC=5.1）可知，體系中還可能存在較多的含飽和烴鏈的物質。因此，在[H]較少的情況下，整個體系COD 的去除效率也較低。當鐵粉投加量過大時，體系可在短時間內產生過量的[H]。由于[H]之間可形成H2，因此將減弱對體系內部的脫氫作用[6]。此外，瞬間積聚的過量Fe2+可以和·OH 反應，進而減弱對目標物質的氧化。研究表明，過量的鐵單質可導致反應體系板結，進而降低處理效率[6]。綜上所述，在后續實驗中鐵粉的用量選為10 g/L。

2.1.3 Fe/C 的影響

Fe/C 對反應的影響如圖5 所示。隨著活性炭含量的增加，COD 和PVA 的去除率整體上都呈現增加的趨勢。

Fe/C 主要影響微電解反應中宏觀原電池的形成及鐵離子的溶出速率。當Fe/C 較大時，單位體積內鐵粉和活性炭混合不均，形成的原電池數量較少，電化學作用較弱。因此，COD 和PVA 的去除率較低。研究表明，當采用未處理的活性炭的含量增加到一定程度時，活性炭對有機物的吸附成為主導作用。吸附作用除了對有機物的去除率小于微電解作用外，還能抑制微電解反應。因此，活性炭的含量不宜過高。不同于其他研究結果，本實驗在Fe/C 較小時處理效果較好。這可能主要是由于本研究采用鐵粉為陽極而導致的。相對于相同質量的鐵屑而言，鐵粉的比表面積更大，因此產生的宏觀原電池更多。鑒于上述原因，后續實驗中Fe/C 選為1∶2。

2.1.4 pH 的影響

pH 對反應的影響如圖6 所示。當pH<2 時，COD和PVA 的去除率較高。隨著pH 值的增大，COD 和PVA 去除率呈現逐漸減小的趨勢。該結果與其他研究結論相似[13，25]。

如式（1）所示，H+直接參與鐵碳微電解反應，因此其大小對目標污染物去除率的影響至關重要。

O2（g）+4H+（aq）+4e→2H2O（E=+1.23 V）（1）

O2（g）+2H+（aq）+2e→2H2O2（aq）（E=+0.68 V）（2）

此外，pH 的大小影響PVA 的存在形態、陽極鐵離子的溶出速率及[H]的數量。當pH 較低時，PVA 溶解度較低[11， 26]。此時，Fe2+的溶出速率較快并可產生大量的[H][20]。因此，體系內部的脫氫作用和絮凝沉淀作用較為顯著。此外，較低的pH 可減弱鐵離子的羥基絡合物對鐵表面的隔離作用，為有機物提供更多的氧化還原場所。但是，pH 也不是越低越好。當pH 過低時，該方法對目標物質的去除率趨于穩定。此時，繼續降低pH值將消耗大量的酸，并導致陽極鐵的過量溶解。不管是酸的消耗，陽極的消耗，還是由于陽極Fe 過量溶解而在隨后過程中產生的過量Fe（OH）2 及Fe（OH）3 沉淀的處理，都將增加處理的成本，進而降低該方法的性價比。綜合考慮處理效率及成本，后續實驗選擇在pH=2 的條件下進行。

2.1.5曝氣速率的影響

曝氣速率對COD 和PVA 去除率的影響如圖7所示。COD 的去除率隨著曝氣速率的增加呈現先增加后降低的趨勢。當曝氣速率為0.8 L/min 時，其去除率為67%。PVA 去除率隨著曝氣速率的增加呈現先增加后穩定的趨勢，當曝氣速率達到0.6 L/min 左右時，其去除率為94%。

由式（1）、（2）知，曝氣不僅可以提高體系的氧化性（E=1.23 V），還可產生少量的H2O2。由于Fe2+的存在，體系內部可以形成少量的Fenton 試劑，進而產生具有更強氧化性的·OH（E=2.80 V）。曝氣還可加速Fe3+的形成。與Fe2+相比，Fe3+具有更好的絮凝沉淀效果[11]。然而，當曝氣速率過大時，除空氣中的O2 將減弱[H]對有機物的還原作用外，體系內HCO3-等·OH自由基清除劑的數量也將增加，進而減弱體系內部的氧化作用[2]。因此，當曝氣速率超過0.8 L/min 時，COD去除率呈現了降低的趨勢。綜上所述，曝氣速率應選擇0.8 L/min。

2.2 最佳實驗條件的確定

由L16（45）正交表所得的各實驗條件下COD 的去除率列于表3 中。根據表3 可計算出Kij、kij 及Rj，具體結果列于表4 中。其中，Kij 為第j 列因素第i 水平所對應的COD 去除率之和（其中i=1，2，3，4；j=a，b，c，d，e）； kij 為Kij 的平均值；Rj 為第j 列因素的極差。由表4可知，本實驗所優化的5 個影響因素在所選擇的取值范圍內對母液廢水COD 去除率影響的順序為Rd=29.3>Ra=27.5>Rb=7.8>Re=5.8>Rc=4.3，即pH 對COD去除率的影響最大，其次是反應時間。鐵粉投加量、曝氣速率以及Fe/C 對COD 去除率的影響相對較小。在本實驗所選的優化參數中，最佳因素組合為a4b4c4d1e3，即反應時間為4h，鐵粉投加量為30 g/L，Fe/C 為1∶2，pH 值為2，曝氣速率為0.8 L/min。具體參見http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

2.3 最佳條件下的處理結果

在上述最佳處理條件下，處理后母液廢水中COD、PVA 和TOC 的平均去除率分別為（67±2）%、（98±1）%和（55±3）%，BOD/COD 值從0.3 提高到0.5，可生化性得到了顯著提高。此外，由處理前后廢水的COD/TOC值由5.1 降到3.8 可以看出，該處理條件對含有飽和烴鏈類物質或其他H 元素含量較高的類似物質有很好的去除效果，這也可能是體系可生化性提高的原因之一[28]。此外，母液廢水中的NH3-N 和濁度也同時得到了一定程度的去除，其去除率為45%和100%。雖然該方法中鐵單質的溶解會導致出水中含有鐵離子，但測定結果表明，經過沉淀后出水中總鐵含量很低。與現階段應用較為廣泛的膜法以及傳統生物法相比，鐵碳微電解法除具有處理時間短、處理成本低的優點外，還克服了在采用上述2 種方法處理母液廢水時存在的膜堵塞以及微生物不易培養的缺點。此外，鐵碳微電解法還可以與Fenton 法及O3 氧化法聯合使用，進一步提高對目標污染物的處理效率，降低處理成本。