1 引言

　　氰化物主要是指含有氰基[—C ≡N]的物質(zhì)，屬于劇毒化學(xué)品之一.氰化物能與體內(nèi)的細(xì)胞色素氧化酶結(jié)合，使其失去活性，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)缺氧，對人畜危害極大.目前，國內(nèi)處理含氰廢水的方法較多，如氯氧化劑法、活性炭吸附氧化法、SO2-空氣法、高溫水解法、微生物降解法和膜吸收法等.但是，上述方法都存在著一些缺陷.近年來，利用高級氧化技術(shù)(AOPs)處理有毒有害污染物或難降解工業(yè)廢水取得了一些進(jìn)展.其中，電離輻射(γ射線和電子束)是一種相對簡單并可能實(shí)現(xiàn)大量工業(yè)廢水處理的高級氧化技術(shù)，獲得了較為廣泛的研究).

　　與紫外光照射直接作用于廢水中的污染物不同，電離輻射降解水中污染物可以通過直接作用，也可以通過間接作用.當(dāng)體系中的水分子受到高能輻射后，會發(fā)生如式(1)的反應(yīng)，其中括弧內(nèi)的數(shù)值是pH值為6.0~8.5時水分子輻解后生成對應(yīng)產(chǎn)物的G值，即每吸收100 eV(1.6×10-17 J)能量所產(chǎn)生的自由基、分子或離子的數(shù)目，即相應(yīng)粒子的產(chǎn)額.這些活性較強(qiáng)的自由基或粒子能夠與水中的污染物發(fā)生加成、取代、電子轉(zhuǎn)移、斷鍵等反應(yīng)，達(dá)到降解污染物，凈化水質(zhì)的效果.與傳統(tǒng)的處理技術(shù)相比，電離輻射處理技術(shù)是一種強(qiáng)有力的手段，不需或只需加入少量額外的化學(xué)試劑，不會產(chǎn)生二次污染，具有降解效率高、反應(yīng)速度快、污染物降解徹底等優(yōu)點(diǎn)，被國際原子能機(jī)構(gòu)列為21世紀(jì)原子能和平利用的主要方向.該方法可以避免其他常用方法面臨的問題，如氯氧化劑法產(chǎn)生的余氯，活性炭吸附氧化法要考慮活性炭再生，高溫水解法水解溫度高、反應(yīng)停留時間長等.

　　利用電離輻射處理含氰廢水在國內(nèi)已有研究報道(何仕均等，2010; 李坤豪等，2010; 望姣赟等，2008)，但是，這些研究都僅局限于實(shí)驗(yàn)室小試規(guī)模.據(jù)作者所知，本實(shí)驗(yàn)研究是國內(nèi)第一例運(yùn)用電子加速器連續(xù)輻照處理實(shí)際工業(yè)廢水的中試規(guī)模實(shí)驗(yàn)(處理量為30 m3 · d-1).本文較系統(tǒng)地研究了氰化物初始濃度、廢水pH、吸收劑量等因素對氰化物去除效率的影響，在中試規(guī)模上驗(yàn)證了電離輻射技術(shù)去除廢水中氰化物的可行性.同時，對氰化物的輻射中間產(chǎn)物進(jìn)行了分析，初步確定了氰化物輻射分解的主要中間產(chǎn)物為氰酸鹽和氨氮.該中試研究為電離輻射技術(shù)在我國環(huán)保領(lǐng)域的應(yīng)用起到了良好的工程示范作用.

　　2 材料與方法

　　2.1 化學(xué)試劑

　　氰化鉀、硝酸銀、試銀靈、異煙酸、吡唑啉酮、氯胺、碘化汞、碘化鉀、氫氧化鈉、酒石酸鉀鈉、重鉻酸鉀、重鉻酸銀、硫酸等為分析純;氯化銨、高氯酸為優(yōu)級純;氧氣為99.99%以上的高純氧氣.

　　2.2 工藝流程

　　電離輻射處理含氰廢水的工藝流程如圖 1所示.加速器類型為自屏蔽Dynamitron加速器，能量為0.5~1.0 MeV，束流為10~15 mA，由江蘇達(dá)勝加速器制造有限公司和清華大學(xué)核研院共同設(shè)計與制造.臭氧發(fā)生器為高濃度臭氧水一體機(jī)，由青島國林實(shí)業(yè)股份有限公司提供.束下液位智能控制系統(tǒng)由南京集智得自動化工程有限公司設(shè)計.廢水經(jīng)過石英砂過濾器后進(jìn)入調(diào)節(jié)池，再與臭氧水在靜態(tài)混合器混合，最后進(jìn)入加速器進(jìn)行輻射處理.該工藝通過調(diào)節(jié)池控制廢水pH、CN-初始濃度，與一定濃度的臭氧水混合后，控制輻照劑量，即可使出水中氰化物濃度達(dá)到國家排放標(biāo)準(zhǔn)(0.5 mg · L-1).

　　圖 1 廢水處理中試工藝流程圖

　　2.3 分析方法

　　pH：精密pH計(PHS-3C型)測定;氰化物(CN-)：硝酸銀滴定法和異煙酸-吡唑啉酮分光光度法(HJ 484—2009)測定;氨氮：納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009)測定;氰酸鹽(CNO-)：首先在pH=1.5~2條件下轉(zhuǎn)化為氨氮(NH+4-N)，再采用納氏試劑分光光度法測定(Sarla et al., 2004).

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 初始濃度的影響

　　輻射處理廢水時，目標(biāo)污染物的初始濃度是影響其降解效率的重要因素(Getoff，2002).利用電子加速器對初始CN-濃度分別為21.08、55.63和117.49 mg · L-1的含氰廢水進(jìn)行輻照處理，pH值為9.8，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 2所示.從圖 2可以看出，輻射能夠有效去除廢水中的CN-.當(dāng)輻照劑量為1.5 kGy時，CN-的去除率分別為59.25%、42.17%和33.88%.初始濃度為21.08 mg · L-1和55.63 mg · L-1時，使廢水中的氰化物達(dá)到國家三級排放標(biāo)準(zhǔn)(1 mg · L-1)需要的輻照劑量分別為6 kGy和9 kGy.CN-初始降解速率較快，隨著輻照劑量的增加逐漸降低.在研究五氯酚的輻射降解中也發(fā)現(xiàn)了類似的現(xiàn)象(薛軍等，2008a;2008b).出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因，一方面可能是由于CN-分解產(chǎn)生的中間產(chǎn)物存在競爭作用;另一方面，隨著CN-濃度的降低，輻射產(chǎn)生的活性自由基與其反應(yīng)的幾率也降低.

　　圖 2 初始濃度對CN-降解效率的影響

　　3.2 輻射分解動力學(xué)研究

　　一般來講，輻射處理廢水時，污染物的初始濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于水分子輻射分解后產(chǎn)生的自由基濃度，因此，可以用準(zhǔn)一級動力學(xué)方程來模擬輻射分解過程(Lee et al., 2005)：

　　式中，C0和C分別代表輻照前后污染物濃度(mg · L-1);k為輻射反應(yīng)劑量常數(shù)(kGy-1);D表示輻照劑量(kGy).

　　對式(2)兩邊取自然對數(shù)可得到：

　　用式(3)對圖 2的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合分析，結(jié)果如圖 3所示.可以看出，對于初始濃度為21.08、55.63和117.49 mg · L-1的含氰廢水，CN- 的輻射降解過程符合準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)模型，電子束輻射劑量常數(shù)分別為0.60187、0.42803和0.24749 kGy-1.

　　圖 3 氰化物的輻射分解動力學(xué)

　　3.3 pH值對CN- 降解的影響

　　為了考察廢水pH值對CN- 降解效率的影響，取初始CN-濃度為55.63 mg · L-1的廢水，分別調(diào)節(jié)pH至8.51、9.88和12.07，結(jié)果如圖 4所示.可以看出，隨著輻照劑量的增加，CN-濃度逐漸降低.在輻照劑量相同時，pH為8.51和9.88兩種廢水中CN-去除率基本相同;而當(dāng)pH=12.07時，CN-去除率略微有所降低.例如，輻照劑量為1.5 kGy時，前兩者CN-去除率分別為40.39%和42.17%，而pH為12.07時廢水中CN-去除率僅為29.59%;輻照劑量為10.5 kGy時，CN-濃度分別降低至0.67、0.86和2.13 mg · L-1，前兩個體系已經(jīng)達(dá)到國家三級排放標(biāo)準(zhǔn).

　　圖 4 pH對氰化物降解效率的影響

　　Getoff研究過不同pH條件下各種活性粒子G值的變化情況，發(fā)現(xiàn)在pH大于11時，· OH的G值急劇降低，而O · -和eaq-的G值明顯增加(Getoff，1996).所以，pH對CN-降解效率的影響，可能的原因是不同pH條件下各種活性粒子的G值不同，并且在CN-降解過程中，氧化性自由基· OH起主導(dǎo)作用.

　　3.4 正交實(shí)驗(yàn)研究

　　采用正交實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步探討了上述單因素對CN-去除率的交互影響及影響程度的相對大小.以CN-去除率為控制指標(biāo)，試驗(yàn)安排選取輻照劑量、pH和初始濃度3個因素，每個因素設(shè)3個水平.采用L9(34)正交表對處理工藝的調(diào)節(jié)參數(shù)進(jìn)行正交設(shè)計.由表 1極差R可知，3個因素對CN-去除率的影響從大到小依次是：輻照劑量、初始濃度、廢水pH，這表明電離輻射處理含氰廢水時，最重要的是控制輻照劑量，其次是調(diào)節(jié)廢水中CN- 的初始濃度，而廢水pH對CN- 去除率的影響則相對較小.本結(jié)論可以對實(shí)際工程運(yùn)行調(diào)試起指導(dǎo)作用.

　　表1 正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果

　　3.5 臭氧對CN-降解的影響

　　眾所周知，輻照時臭氧能使水中氧化性粒子數(shù)量急劇增加，從而加強(qiáng)輻照處理廢水的效果.Drzewicz等(2004)在電離輻射降解2，4-二氯酚的研究中發(fā)現(xiàn)，單獨(dú)輻照時，徹底分解100 mg · L-1的2，4-二氯酚需要10 kGy的劑量，此時，其中90%的氯直接轉(zhuǎn)換成游離的氯離子(Cl-);而當(dāng)輻照聯(lián)合1.333 μmol · L-1的臭氧時，達(dá)到同樣效果所需劑量降低至2.7 kGy.本實(shí)驗(yàn)中也研究了臭氧對CN-降解效率的影響，取pH為9.56，CN-初始濃度為21.08、55.63和117.49 mg · L-1，對水樣分別進(jìn)行單獨(dú)輻照處理(O3)、單獨(dú)臭氧處理(EB)及輻照-臭氧聯(lián)合處理(O3+EB)，輻照劑量為1.5 kGy，臭氧濃度為2 mg · L-1，結(jié)果如圖 5所示.

　　圖 5 O3、EB和EB+ O3對CN-降解的影響

　　可以看出，當(dāng)CN- 初始濃度分別為21.08、55.63和117.49 mg · L-1時，單獨(dú)臭氧處理，CN-去除率分別為27.14%、22.77%和18.22%;單獨(dú)輻照處理時，CN- 去除率分別為59.25%、42.17%和33.88%;而輻照-臭氧聯(lián)合處理時，CN- 去除率顯著上升，分別為82.62%、59.92%和48.19%.與前面初始濃度對CN-降解影響的研究比較，可以發(fā)現(xiàn)，單獨(dú)輻照時，達(dá)到同樣的處理效果，需要的輻照劑量大約為3 kGy，也就是說，輻照聯(lián)合2 mg · L-1的臭氧可以使廢水的處理能力增加1倍.盡管臭氧的加入能顯著提高CN- 去除效率，但是，EB+O3對CN- 去除效果遠(yuǎn)小于EB與O3單獨(dú)處理效果的加和，未能發(fā)現(xiàn)輻照-臭氧(氧氣)獨(dú)特的“協(xié)同效應(yīng)”.這可能是由于本實(shí)驗(yàn)為實(shí)際廢水，不同于實(shí)驗(yàn)室蒸餾水配制的配水實(shí)驗(yàn).實(shí)際廢水中含有大量的CO2-3、HCO-3，即使O3能與還原性粒子 · H和eaq-發(fā)生反應(yīng)，如反應(yīng)式(2)~(5)，使其轉(zhuǎn)變成氧化性粒子H2O2和· OH，增加廢水中 · OH數(shù)量(Kubesch et al., 2005)，但CO2-3、HCO-3 能與 · OH發(fā)生如式(6)和(7)反應(yīng)，消耗水中大量的 · OH(Yoon et al., 2002)，并且過多的 · OH有利于反應(yīng)(6)和(7)平衡向右移動，導(dǎo)致EB+O3聯(lián)合處理效果小于EB與O3單獨(dú)處理效果的加和.

　　3.6 氰化物的輻射分解產(chǎn)物分析

　　本實(shí)驗(yàn)所取廢水CN- 初始濃度為117.49 mg · L-1，pH為9.56，與一般實(shí)驗(yàn)室配水不同的是，輻照前由于CN-的自然降解作用，廢水中已存在一定濃度的CNO-和NH+4-N.由圖 6可知，隨著輻照劑量的增加，CN-濃度從117.49 mg · L-1一直持續(xù)降低，在輻照劑量為10.5 kGy時降低至7.01 mg · L-1，損失的氮元素轉(zhuǎn)換成氰酸鹽和氨氮，輻照初期氨氮上升不很明顯，輻照劑量為1.5 kGy時，氨氮濃度基本沒有變化.但是，氰酸鹽濃度顯著上升，由96.24 mg · L-1上升至160.95 mg · L-1，隨后氰酸鹽濃度逐漸降低，氨氮濃度緩慢增加.實(shí)驗(yàn)現(xiàn)象表明，輻照過程中，CN- 首先被氧化成CNO-，然后CNO- 再分解成氨氮.但是，通過氮元素物料平衡計算，本次實(shí)驗(yàn)中氨氮的最終轉(zhuǎn)化率僅為69.56%，這表明CN- 的輻解產(chǎn)物除了氰酸鹽和氨氮外，可能還有NO-2 、NO-3 等.何仕均等(2010)利用60Co-γ射線源研究氰化物的輻射降解過程時，發(fā)現(xiàn)氰化物的主要輻解產(chǎn)物為CNO-和NH+4-N.望姣赟等(2008)利用電子束輻照氰化鈉水溶液，發(fā)現(xiàn)CN- 輻照后轉(zhuǎn)化為NO-3 、NO-2 、NH3、碳酸鹽和有機(jī)物.

　　圖 6 廢水中CN- 、CNO- 、NH+4-N隨輻照劑量的變化

　　3.7 加速器輻照連續(xù)穩(wěn)定性實(shí)驗(yàn)及能耗分析

　　在對CN- 降解影響因素研究的基礎(chǔ)上，最后對此工藝進(jìn)行了連續(xù)實(shí)驗(yàn)，考察加速器輻照連續(xù)處理廢水的穩(wěn)定性.在輻照進(jìn)水口設(shè)置調(diào)節(jié)池，池內(nèi)CN- 濃度為(15 ± 2)mg · L-1，pH為 9.0~9.5，控制輻照劑量為12 kGy，考察時間設(shè)定為1周，每天同一時間采樣并檢測，結(jié)果如圖 7所示.可以看出，在考察期間，出水CN-濃度均達(dá)到國家一級排放標(biāo)準(zhǔn)(0.5 mg · L-1).

　　圖 7 加速器連續(xù)輻照去除廢水中的氰化物

　　結(jié)合國內(nèi)外關(guān)于輻射處理含氰廢水的小試研究及本中試研究結(jié)果，可以看出，電離輻射處理含氰廢水是可行的.但是，該工藝大規(guī)模推廣還有一定障礙，比如處理成本偏高，加速器性能有待優(yōu)化.本中試所用加速器能量為0.5~1.0 MeV，束流為10~15 mA，出束功率為5~15 kW，利用電離輻射處理廢水時，不用投加其他化學(xué)試劑，日常運(yùn)行費(fèi)用主要為電費(fèi)，表 2是該加速器一些重要輔助設(shè)備的耗電情況.

　　表2 加速器在0.55 MeV、10 mA工作狀態(tài)下耗電明細(xì)

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　　根據(jù)表 2可以得出，該加速器正常工作時每小時耗電約48.5 kW · h，取當(dāng)?shù)毓I(yè)用電平均價0.7元 · kW-1 · h-1，可以得出不同初始濃度的含氰廢水，達(dá)到國家排放標(biāo)準(zhǔn)所需要的運(yùn)行成本，結(jié)果如表 3所示.與常規(guī)傳統(tǒng)方法相比，由于本次中試實(shí)驗(yàn)是國內(nèi)第一例利用電子加速器處理實(shí)際廢水的案例，在示范工程的建設(shè)、運(yùn)行等方面中缺乏參考經(jīng)驗(yàn)，有些地方還需要進(jìn)一步改進(jìn)與完善，本實(shí)驗(yàn)所用加速器束流較低，輔助設(shè)備耗電比重大，設(shè)備總功率48.5 kW，出束功率僅為5~15 kW，有效電能利用率低，導(dǎo)致處理成本偏高，同時束下布水裝置設(shè)計等方面也有待改進(jìn)和提高.具體參見 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表3 處理不同初始CN-濃度廢水需要的運(yùn)行成本

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　　1)電離輻射技術(shù)能夠有效去除實(shí)際廢水中的氰化物，pH對CN-去除有一定影響，在弱堿性條件下的去除效率好于強(qiáng)堿性條件.

　　2)輻照過程中加入臭氧能顯著提高CN- 去除效率.

　　3)正交實(shí)驗(yàn)表明，CN- 降解效率最主要的影響因素為輻照劑量，其次為CN- 初始濃度，然后是廢水pH.

　　4)氰化物的輻射分解產(chǎn)物主要為氰酸鹽和氨氮，同時，有少量的NO-2 、NO-3 等.

　　5)連續(xù)輻照實(shí)驗(yàn)表明，電離輻射技術(shù)處理含氰廢水是一種可行的方案，實(shí)驗(yàn)期間，本設(shè)備處理量為30 m3 · d-1，出水CN- 濃度均達(dá)到國家一級排放標(biāo)準(zhǔn)(0.5 mg · L-1).