王 曦， 李惠平， 梁 郡， 肖 豐， 殷 峻， 龐維海， 謝 麗， 陳靜靜

（1. 同濟大學建筑設計研究院（集團）有限公司，上海 200092；2. 長江水環(huán)境教育部重點實驗室，同濟大學環(huán)境科學與工程學院，上海 200092；3. 浙江工商大學 環(huán)境科學與工程學院，浙江 杭州 310018）

熱脫附技術是目前用于修復污染土壤的常用技術之一［1-3］，該技術具有處理周期短、效率高、安全性有保障、可回收土壤和污染物等優(yōu)點。但熱脫附作為一種物理分離技術，后續(xù)會產(chǎn)生高濃度且成分復雜的冷凝廢水，此類廢水直接排入水體勢必會對生態(tài)環(huán)境和人類健康構成嚴重威脅［4］。此外，由于熱脫附廢水乳化程度高、高氨氮、可生化性差、石油烴類等有機污染物含量高，熱脫附廢水還面臨處理難度大和處理成本高等問題。

近年來，高級氧化技術（AOP）被廣泛應用于熱脫附廢水中復雜有機物的去除，該技術主要包括：Fenton/類Fenton 氧化、過硫酸鹽氧化、次氯酸鈉氧化和臭氧氧化等［5］。關于不同氧化技術的處理效能研究，前人已經(jīng)做了大量工作。其中Fenton 法具有操作簡單、抗干擾能力強、降解和礦化迅速等諸多優(yōu)點［6］，是高效處理熱脫附廢水石油烴類化合物的有效技術之一。Villa等［7］采用Fenton法處理土壤中柴油污染物質，結果表明降解率最高可達80.0%。Ali等［8］也發(fā)現(xiàn)，當納米零價鐵作為催化劑時，F(xiàn)enton法對土壤脫附廢水中的總石油烴類物質的去除效率可達99.0%。此外，過硫酸鹽氧化也被認為是一種極具前景的高級氧化技術。相比Fenton 法，硫酸根自由基高級氧化技術具有穩(wěn)定性強、pH 值適用范圍廣、環(huán)境友好等諸多優(yōu)點。徐源洲等［9］通過調整過硫酸鈉（Na2S2O8）和亞鐵離子（Fe2+）比例，并添加表面活性劑IGEPAL CA-720，對多環(huán)芳烴（PAHs）總去除率可達到80.8%。張譯之等［10］以Na2S2O8對石油污染土壤進行了修復研究，在優(yōu)化了反應條件的同時取得顯著成效。次氯酸鈉（NaClO）作為一種常用氧化劑廣泛應用于水質凈化，國內(nèi)也有采用NaClO 氧化處理高分子有機石化廢水，雖然其氧化效果不如前兩者，但價格相對低廉。

由于熱脫附廢水中有機物濃度極高，且Fenton和過硫酸鹽藥劑的市售價格較高，這使得此類廢水的處理成本一直居高不下。如何優(yōu)化反應條件、合理搭配使用不同氧化技術，在保證處理效能的同時降低經(jīng)濟成本是值得探究的問題。因此，本文以原油污染土壤的熱脫附廢水為研究對象，選取了Fe2+/NaClO、Fe2+/Na?S?O8和Fe2+/H2O23 種高級氧化體系對其中的污染物進行降解處理。同時，采用紫外光譜和三維熒光圖譜技術分析了不同氧化劑處理前后水樣中的有機物特性。最后，結合不同氧化技術對污染物的處理效果以及經(jīng)濟花費，綜合考量了不同氧化劑處理石油烴污染場地熱脫附廢水的技術經(jīng)濟效益。

1 材料與方法

本實驗廢水取自新疆某原油浸染的土壤處理系統(tǒng)，該廢水是原油開采污染土壤熱脫附處理后的冷凝水，主要水質參數(shù)如表1 所示。水中含有大量難降解有機物，水質呈淡棕色，較渾濁且有刺激性氣味。在高級氧化實驗前，采用Titan-90 除油膜對原廢水過濾后進行下一步操作。

表1 主要水質參數(shù)Tab. 1 Main parameters of water quality

1.1 實驗試劑

本實驗所需藥劑有：FeSO4·7H2O、質量分數(shù)30%的H2O2、HCl、NaOH、次氯酸鈉、過硫酸鈉、鐵粉、Fe2O3和Fe3O4，上述藥劑購于杭州常青化工有限公司，均為分析純。

1.2 氧化實驗方案

根據(jù)預實驗結果，選取pH值、Fe2+投加量、氧化劑投加量和反應時間作為實驗因子，以優(yōu)化不同氧化劑處理熱脫附廢水的最佳反應條件。實驗各因子水平數(shù)均為3，采用L9（34）正交實驗設計，其實驗方案見表2。按照表2 所設計的各因子水平，加入50 mL廢水至100 mL錐形瓶中，采用鹽酸溶液將pH值分別調節(jié)至3、5和7，然后分別投加不同劑量鐵鹽和氧化劑，并混合均勻，待反應至1、3 和5 h 時取樣分析。

表2 正交實驗設計方案Tab. 2 Design scheme of orthogonal experiment

1.3 分析方法

水樣測定前先通過0.45 μm微濾膜過濾。COD測定采用哈?？焖贉y定方法，NH4+-N采用水楊酸-次氯酸鹽光度法測定。

石油烴類測定采用安捷倫氣相色譜儀（GC-8890），色譜柱為Aglient HP-5 型石英毛細管柱30 m×250 μm×0.25 μm，載氣（N2）流速2 mL·min-1，空氣流速350 mL·min-1，H2流速40 mL·min-1，尾吹氣流速30 mL·min-1，分流比1∶10，進樣量1 μL。升溫程序：60 ℃保持1 min，再以40 ℃·min-1的速率升至320 ℃保持5.5 min。進樣口溫度300 ℃，檢測器溫度305 ℃。

紫外吸光度測定采用UV-2600i 紫外可見分光光度計，以超純水為空白，用1 cm 石英比色皿，對200～500 nm波長范圍內(nèi)的吸光度進行測定。

三維熒光光譜測定采用Hitachi F-4600 熒光分光光度計，激發(fā)波長掃描范圍為200～450 nm，發(fā)生波長掃描范圍為280～550 nm，掃描步長均設置為5 nm，掃描速度為2 400 nm·min-1，掃描結束后減去Milli-Q水空白以消除拉曼散射。

1.4 數(shù)值擬合

為了得到pH 值、Fe2+投加量、氧化劑投加量和反應時間對COD去除效率影響的模型數(shù)值關系，本研究使用Python語言機器學習模塊scikit-learn中的API：PolynomialFeatures［11-12］對表2 中數(shù)據(jù)和經(jīng)濟計算數(shù)據(jù)進行訓練得到最佳的多項式。在Polynomial Features中內(nèi)置了一套多次多項式，對于兩個因變量來說，其多次多項式的建立基礎如式（1）所示。

式中：xi、xj為自變量；aij為系數(shù)；c為常數(shù)項；y為因變量；m為指數(shù)，m=0，1，2。

2 結果與討論

2.1 處理效果分析

根據(jù)表1實驗結果，3種體系在最佳條件下的處理效果如圖1 所示。其中Fe2+/NaClO 去除COD 的最佳處理條件為：pH=3，F(xiàn)e2+投加量=0.8 g·L-1，NaClO 投加量=40 mL·L-1，反應時間=3 h。Fe2+/Na?S?O8最佳條件為：pH=3，F(xiàn)e2+投加量=1.8 g·L-1，Na ?S ?O8投加量=9 g·L-1，反應時間=3 h。Fe2+/H2O2最佳條件為：pH=3，F(xiàn)e2+投加量=1.2 g·L-1，H2O2投加量=60 mL·L-1，反應時間=5 h。經(jīng)過Fe2+/H2O2體系處理后，原污水中的COD 從（5 560±131） mg·L-1下降到（1 647±71） mg·L-1，最大去除率達70.4%，而經(jīng)過Fe2+/NaClO 和Fe2+/Na?S?O8體系處理，COD 分別下降至（3 326±66）mg·L-1和（3 753±93） mg·L-1，最大去除率分別為40.2%和32.5%。由此可見，F(xiàn)e2+/H2O2對COD 的去除效果遠優(yōu)于另外兩種氧化方式。石佳奇等［13］在采用Fenton 體系和過硫酸鹽體系處理2-氯乙氧基的研究中也發(fā)現(xiàn)，當兩種氧化劑及活化劑投加量相同時，F(xiàn)enton 體系的氧化效果優(yōu)于過硫酸鹽體系。這主要與3 種氧化劑的氧化強度和去除機理有關，H2O2的氧化還原電位E0僅為1.77 V，但Fe2+誘導H2O2產(chǎn)生的羥基自由基（·OH）氧化還原電位E0可達到2.80 V，且高電子親和力，能夠無差別將水中難降解有機物徹底氧化分解為水和CO2［14-15］。過硫酸根（S2O82-）的氧化還原電位E0為2.01 V，其活化后可產(chǎn)生比本身氧化能力更強的硫酸根自由基（SO4-·，E0= 2.60 V），并間接產(chǎn)生羥基自由基（HO·，E0= 2.80 V），對有機污染物進行氧化降解［16］。由于過硫酸鹽體系受活化效率影響，無法完全生成HO·，以達到最優(yōu)去除效果。NaClO 主要通過次氯酸根實現(xiàn)氧化作用，其氧化還原電位E0僅為1.63 V，因此對COD去除能力最低。

從廢水中石油烴的質量濃度變化可以看出，F(xiàn)e2+活化Na?S?O8對石油烴降解的效果最好，處理后水中未檢出石油烴物質；其次是Fe2+/H2O2，石油烴質量濃度從51 mg·L-1降至大約1 mg·L-1；Fe2+/NaClO降解效果最差，對石油烴去除率只有45.1%。大量研究也證明，F(xiàn)e2+/Na?S?O8和Fe2+/H2O2能夠高效氧化分解石油烴類污染物質，其中Fe2+/Na?S?O8在堿性條件下去除效果更好，F(xiàn)e2+/H2O2在酸性條件下（pH=3）去除效果更好［17-18］。值得注意的是，F(xiàn)e2+/Na?S?O8對石油烴的去除能力最強，但對COD去除效果明顯弱于Fe2+/H2O2，說明Fe2+/Na?S?O8可能是將長鏈的石油烴降解為了小分子物質，雖然石油烴的母體物質消失，但并未被礦化。劉瓊枝等［19］也發(fā)現(xiàn)，利用腐殖酸聯(lián)合Fe2+/Na?S?O8系統(tǒng)降解土壤有機污染物，對于疏水性強、難降解的石油烴及多環(huán)芳烴，獲得了較高的去除效率。吳昊等［20］利用活化Na?S?O8去除長期污染土壤中的石油類污染物（TPH），結果表明，F(xiàn)e2+活化方法對TPH 去除效果最好，反應24 h最高去除率達40.8%。

3 種不同氧化體系對NH4+-N 去除效果如圖所示。其中Fe2+/NaClO 體系對NH4+-N 去除效果最好，去除率為90.2%，NH4+-N 質量濃度由（52.6±1.2） mg·L-1下降至5.1±0.8 mg·L-1。而Fe2+/H2O2與Fe2+/Na?S?O8體系對NH4+-N的去除相差不大，去除率分別為28.3%和31.5%，出水NH4+-N質量濃度分別為（37.7±3.6） mg·L-1和（36.0±1.1）mg·L-1。在含有NH4+-N 的溶液中加入NaClO 后，NaClO 和ClO-離子能夠與水中的氨氮反應產(chǎn)生一氯胺、二氯胺和三氯胺。其中由于三氯胺在pH＜5.5 條件才能穩(wěn)定存在，且在水中溶解度很低，所以三氯胺幾乎不存在天然水環(huán)境中，相關機理可用下列反應式表達［21］：

總反應式為

實驗過程中還發(fā)現(xiàn)，在Fe2+/NaClO 體系中，pH值對NH4-N 去除率影響并不是很大，在pH 值為3、5、7 條件下，NH4+-N 的去除率均可達到85.0%以上，說明Fe2+/NaClO 去除水中NH4+-N的效果較為明顯，且去除效果受外界影響較小。相比于Fe2+/NaClO，另外兩種氧化體系對NH4+-N 去除效果較低。Fe2+/Na?S?O8對NH4+-N去除能力與pH值關系密切，去除效果隨pH 值增大而減小。在酸性條件下，Na?S?O8活化產(chǎn)物以·SO4-為主，更易于將水中的NH4+-N 氧化分解，而在堿性條件下，·SO4-逐漸向·OH轉化，對NH4+-N去除效果降低。Fe2+/H2O2對NH4+-N 去除效果也較差，這是因為·OH 幾乎不能去除水中NH4+-N［22-23］。此外，由于·OH將水中的有機氮氧化為NH4+-N，但無法進一步將NH4+-N氧化分解，這也是造成NH4+-N 去除效果較差的原因之一［24］。

2.2 吸光度分析

為進一步分析3種氧化體系對不同類型有機物的去除作用，測定了不同氧化劑處理前后水樣的紫外吸光度曲線。從圖2可以看出，UV-Vis并沒有表現(xiàn)出很多的吸收峰，說明水中官能團眾多且相互之間存在著干擾。不過，在波長λ=233 nm 處有較為明顯的吸收峰，說明該處水中含有大量共軛醛或共軛酮；另外水樣在λ=283 nm處也有吸收峰，說明該處水中含有大量苯酚類物質［25］。從圖3a 中A200～240（位于200～240 nm 的吸光度）和A240～400（位于240～400 nm的吸光度）可以看出，經(jīng)過Fe2+/H2O2處理后吸收峰和積分面積大大降低，說明水中的有機物在Fenton 氧化階段得到了有效去除，而Fe2+/NaClO和Fe2+/Na?S?O8體系則僅是將大分子物質氧化分解為中間產(chǎn)物，因此去除效果有限。此外，圖3b中對SUV254（紫外光波長為254 nm 的吸光度）和A253/203參數(shù)進行了計算，其中SUV254已被廣泛用作評估水中芳香族含量的指標，F(xiàn)e2+/H2O2處理后，SUV254進一步降低，說明水中芳香族類物質被降解［26］；A253/203為反映羰基、羧基、羥基和酯基取代基的濃度，其變化趨勢與SUV254的變化趨勢相似。SUV254、A253/203、A200～240、A240～400參數(shù)分析結果表明，水中有機物都表現(xiàn)出老化狀態(tài)，即有機物分子結構復雜，含有大量芳香族化合物且含有大量的羥基、羰基、羧基和酯類等取代基，表明水中有機物穩(wěn)定性強，降解性差。

圖2 亞鐵離子結合不同氧化體系處理熱脫附廢水的UV-Vis光譜Fig. 2 UV-Vis spectra of Fe2+ ions combined with different oxidation systems for treatment of thermal desorption wastewater

圖3 亞鐵離子結合不同氧化體系處理熱脫附廢水的UV-Vis光譜積分及參數(shù)分析Fig. 3 UV-Vis spectral integrals and parameter analysis of Fe2+ combined with different oxidation systems for treatment of thermal desorption wastewater

2.3 三維熒光分析

通過對水樣進行三維熒光測定（圖4）以表征原廢水中物質組分及來源，并對比不同氧化技術對污染物的去除效果。由于水中有機物濃度過高時，會引起熒光淬滅現(xiàn)象影響測定的準確性，熒光光譜也會出現(xiàn)譜圖交織重疊難以區(qū)分的情況，所以對水樣進行適當?shù)南♂專员愫罄m(xù)分析。圖4a～4d 分別對應熱脫附廢水以及經(jīng)過Fe2+/NaClO、Fe2+/Na?S?O8和Fe2+/H2O2處理后水樣經(jīng)過100 倍稀釋的三維熒光圖譜。

圖4 亞鐵離子結合不同氧化體系處理熱脫附廢水的三維熒光光譜Fig. 4 3D fluorescence spectroscopy of Fe2+ combined with different oxidants in treatment of thermal desorption wastewater

如圖4 所示，根據(jù)激發(fā)波長（Ex）和發(fā)射波長（Em）范圍可將三維熒光光譜分為5 個區(qū)域，其中區(qū)域Ⅰ和Ⅱ屬于易降解的小分子芳香蛋白類物質，分別位于Ex/Em= （200～250） nm/（260～320） nm 和Ex/Em=（200～250）nm/（320～380）nm；區(qū)域Ⅲ屬于富里酸類物質，位于Ex/Em=（200～250）nm/（＞380）nm；區(qū)域Ⅳ主要為輔酶、小分子有機酸以及色素等微生物代謝產(chǎn)物構成，位于Ex/Em= （250～450）nm/（260～380）nm；區(qū)域Ⅴ為較大分子量的腐殖酸類物質，位于Ex/Em= （250～450）nm/（＞380）nm。根據(jù)圖4a可知，原廢水中主要存在3個明顯熒光峰，分別位于區(qū)域Ⅰ的Ex/Em=220 nm/310 nm、區(qū)域Ⅱ的Ex/Em= 270 nm/320 nm 和區(qū)域Ⅲ的Ex/Em=320 nm/380 nm。其中前兩個熒光峰與苯系物有關，二氯苯和苯等其他單環(huán)化合物可能對這兩個峰也有貢獻［27］，區(qū)域Ⅲ的熒光峰與原料石油類物質密切相關［28］，石油組分中除飽和烴不發(fā)熒光外，其他組分均有發(fā)光現(xiàn)象，主要是多環(huán)芳烴、雜環(huán)化合物和苯類物質［29］。

圖5為原水及不同氧化劑處理后的水樣三維熒光區(qū)域積分體積變化。根據(jù)圖5 可知，采用Fe2+/H2O2氧化體系對于5個熒光區(qū)域物質的去除效果顯著優(yōu)于Fe2+/Na?S?O8和Fe2+/NaClO 體系，F(xiàn)e2+/H2O2氧化體系對區(qū)域Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ熒光積分體積的去除率分別達到100.0%、100.0%、89.7%、94.7%和96.4%；Fe2+/NaClO體系的去除率分別達到98.3%、77.1%、60.4%、73.0%和61.2%；Fe2+/Na?S?O8體系的去除率則分別達到96.0%、78.1%、45.1%、69.6%和63.4%。與COD 去除結果類似，F(xiàn)e2+/H2O2對于所有區(qū)域熒光物質去除效果遠高于Fe2+/NaClO和Fe2+/Na?S?O8。3種氧化劑對于區(qū)域Ⅰ中具有苯環(huán)結構的芳香類蛋白物質去除效果均好，但對于其他4個區(qū)域的物質，尤其是對位于區(qū)域Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ的大分子類腐殖質物質的去除效果而言，F(xiàn)e2+/H2O2體系的處理效能更明顯。這是因為區(qū)域Ⅰ的物質以小分子類蛋白結構的有機物為主，易于被氧化分解，而在激發(fā)和發(fā)射波長較大區(qū)域的有機物以腐殖酸和富里酸等難降解物質為主，所以去除效果取決于氧化劑的氧化性能［30］。Fe2+/H2O2氧化首先以破壞苯環(huán)結構為主，然后生成具有π*-π共軛雙鍵的不飽和脂肪酸［31］。因原廢水中含有苯環(huán)結構的物質，所以被氧化后，F(xiàn)e2+/H2O2進一步將不飽和脂肪酸分解，這是氧化有機物更為徹底的原因之一。Fe2+/NaClO 和Fe2+/Na?S?O8雖然也具有較強氧化性，但是二者在氧化強度和氧化速率上不如Fe2+/H2O2徹底。此外，NaClO 還可與部分有機物反應生成部分中間產(chǎn)物，例如鹵代烴類消毒副產(chǎn)物等。基于上述分析，F(xiàn)e2+/H2O2能更為高效徹底地去除石油烴污染場地熱脫附廢水中不同組分有機物。

2.4 不同氧化劑處理的技術經(jīng)濟分析

圖6為最優(yōu)處理參數(shù)下不同氧化劑處理的經(jīng)濟成本計算分析。根據(jù)圖6 可知，氧化劑投加量是藥耗費用占比的主要部分，且根據(jù)噸水處理費用排序：Fe2+/Na?S?O8＞ Fe2+/H2O2＞ Fe2+/NaClO。當采用Fe2+/NaClO 為氧化劑時的鹽酸費用為0.46 元·t-1，F(xiàn)e2+費用為1.32 元·t-1，氧化劑費用為21.6 元·t-1，設備建設投資費用為0.07 元·t-1（以裝置運行10 年為基準計算），其中氧化劑用量占總費用的92.11%；當采用Fe2+/Na?S?O8氧化體系時，鹽酸費用為0.46元·t-1，F(xiàn)e2+費用為2.97 元·t-1，氧化劑費用為76.5元·t-1，設備建設投資費用為0.07 元·t-1，氧化劑費用占比達到95.63%；當采用Fe2+/H2O2氧化體系時，鹽酸費用為0.46元·t-1，F(xiàn)e2+費用為1.98元·t-1，氧化劑費用為43.8 元·t-1，設備建設投資費用為0.114 元·t-1，氧化劑費用占比達到94.49%。賴曉君［30］分別采用30 mmol·L-1的H2O2和1 mmol·L-1的Na?S?O8處理PHAs 模擬污泥時也計算得出，F(xiàn)e2+/H2O2和Fe2+/Na?S?O8兩種體系的藥劑成本分別達到82.5 元·m-3和174.7 元·m-3，后者費用幾乎是前者的兩倍，但處理效果卻比前者低13.7%。由此可知，采用上述3 種高級氧化體系處理熱脫附廢水時，主要支出為氧化劑的藥耗費用，因此要想達到保證處理效果和降低經(jīng)濟成本的雙目標，需進一步探究不同反應因素對處理效果影響程度，并結合經(jīng)濟分析給出優(yōu)化結果。

為進一步探究不同氧化劑對COD 去除效果的顯著影響因素，采用Python 語言機器學習模塊scikit-learn 中的API：PolynomialFeatures 對不同影響因素與COD 去除率之間的相關關系建立數(shù)學模型，結果見表3、表4。由表3 可知，F(xiàn)e2+/Na?S?O8體系中的pH 值與COD 去除率呈正相關關系，F(xiàn)e2+/NaClO 和Fe2+/H2O2體系中的pH 值與COD 去除率呈負相關關系，這與前文分析結論一致。氧化劑投加量和反應時間與COD去除率呈正向相關關系，但對于Fe2+/Na?S?O8體系而言，并非氧化劑投加量越高，去除率越高。按照不同實驗因素對COD影響作用進行排序，F(xiàn)e2+/NaClO 氧化體系，pH值＞氧化劑投加量＞Fe2+投加量＞反應時間；Fe2+/Na?S?O8氧化體系，pH值＞氧化劑投加量＞反應時間＞Fe2+投加量；Fe2+/H2O2氧化體系，pH 值＞反應時間＞Fe2+投加量＞氧化劑投加量。由此可見，當氧化劑投加量足夠時，pH 值是影響氧化劑處理能力的最主要因素，而反應時間和Fe2+投加量3 種因素對不同氧化劑應用過程的影響程度不同。此外，結合不同氧化劑處理石油烴類污染場地熱脫附廢水的經(jīng)濟效能，對不同影響因素的費用消耗與COD 去除率建立相關經(jīng)濟數(shù)學模型，結果如表4所示。根據(jù)矩陣可知，氧化劑藥耗費用和建設投資費用主要與COD 去除率呈正相關關系，其中氧化劑消耗費用和pH值調節(jié)費用對去除率影響作用最為明顯。從費用分析來看，調節(jié)pH值所消耗的費用遠低于增加氧化劑投加量消耗的費用。因此在后續(xù)條件的優(yōu)化過程中，可考慮在減少氧化劑投加量的前提下，進一步探究并優(yōu)化pH值對去除效果的影響作用，以期在保證處理效能的前提下，降低處理費用。

結合表3 和表4，以COD 去除率為目標函數(shù)求解技術經(jīng)濟最優(yōu)解，結果如表5 所示。根據(jù)表5 可知，F(xiàn)e2+/H2O2體系對COD去除效果最優(yōu)，但是費用消耗也最大，噸水處理費用達到46.35 元。Fe2+/NaClO和Fe2+/Na?S?O8對COD去除效果低于Fe2+/H2O2體系，去除率分別為36.94%和32.76%。但是優(yōu)化后Fe2+/Na?S?O8的噸水處理費用降為26.53元，遠低于圖6 中的79.93 元。這是因為pH 值是影響Fe2+/Na?S?O8體系處理效能的主要因素，通過優(yōu)化pH值條件，F(xiàn)e2+/Na?S?O8可活化產(chǎn)生更多·OH自由基，進一步增強了氧化效果。

表5 不同影響因素結合經(jīng)濟費用優(yōu)化后的最優(yōu)去除效果Tab. 5 Optimal removal effect of different influencing factors combined with economic cost optimization

綜合各氧化劑對COD、NH4+-N 和石油烴物質去除效果（圖6），F(xiàn)e2+/NaClO 體系僅對NH4+-N 呈現(xiàn)較高去除效果，但對于COD和石油烴的去除效果均較差；Fe2+/Na?S?O8對NH4+-N 去除效果有限，但能有效去除石油烴類物質，去除率達到99.0%；Fe2+/H2O2法可同時有效去除COD 和石油烴類物質，但是對NH4+-N 去除效果低于Fe2+/Na?S?O8。Fe2+/H2O2對石油烴污染場地熱脫附廢水的綜合處理效果最優(yōu)，且處理成本低于Fe2+/Na?S?O8。Fe2+/NaClO雖然處理成本低、對NH4+-N去除效果明顯，但無法有效處理該廢水中主要的特征污染物。因此，采用Fe2+/H2O2法處理石油烴污染場地熱脫附廢水兼具技術性和經(jīng)濟性。

3 結論

本文對比研究了Fe2+/NaClO、Fe2+/Na?S?O8和Fe2+/H2O23 種氧化體系對石油烴污染場地熱脫附廢水的處理效果，并結合處理效果與經(jīng)濟優(yōu)化分析，得出主要結論如下：

（1） Fe2+/NaClO 僅對熱脫附廢水中的NH4+-N

去除效果明顯，對有機物去除作用有限。Fe2+/H2O2和Fe2+/Na?S?O8幾乎能夠徹底去除熱脫附廢水中的典型污染物——石油烴類物質，但Fe2+/H2O2相比于Fe2+/Na?S?O8還能徹底氧化分解大量COD，因此Fe2+/H2O2對熱脫附廢水去除效果最佳。

（2） 根據(jù)廢水處理前后的紫外光譜和三維熒光分析可知，F(xiàn)e2+/H2O2能有效降低廢水中有機物的吸收峰，破壞苯環(huán)結構，并將不飽和脂肪酸分解，這是Fe2+/H2O2氧化效果最優(yōu)的主要原因。

（3） 結合處理效果和經(jīng)濟費用，F(xiàn)e2+/H2O2處理熱脫附廢水的噸水處理成本最高，為46.35元，但綜合效果最好；Fe2+/Na?S?O8處理成本次之，為26.53元，但無法徹底降解COD；Fe2+/NaClO 噸水處理成本為24.11元，成本最低但有機物去除效果也最差。基于處理效能保障為前提， Fe2+/H2O2體系更適用于處理熱脫附廢水。

作者貢獻聲明：

王 曦：技術和材料支持。

李惠平：論文撰寫與修改。

梁 郡：實驗設計與操作。

肖 豐：實驗設計與操作。

殷 峻：技術和材料支持。

龐維海：技術支持與論文修改。

謝 麗：技術支持與論文修改。

陳靜靜：技術和材料支持。