芬顿反应处理不同种类废水配比

Fenton氧化法及在废水处理中的应用摘要：本文介绍了Fenton法及类Fenton法的作用机理，以及使用Fenton试剂处理废水时的影响因素。

以及Fenton法和其他技术（生物法、混凝法、吸附法）的联用.并且介绍了这些技术的应用情况。

关键词：Fenton法；类Fenton法;联用技术；废水处理Abstract：This paper describes the mechanism by Fenton and Fenton—law, as well as factors affecting the use of treated wastewater when Fenton’s reagent。

And Fenton method and other techniques (biological, coagulation， adsorption method） combined。

And it describes the application of these technologies.Key words：Fenton reagent;Fenton—like system;combined treatment technique；wastewater treatment1.引言高级氧化技术(AOPs)是指能够利用光、声、电、磁等物理和化学过程产生的高活性中间体·OH,快速矿化污染物或提高其可生化性的一项技术,其具有适用范围广、反应速率快、氧化能力强的特点，在处理印染、农药、制药废水和垃圾渗滤液等高毒性、难降解废水方面具有很大的优势。

高级氧化技术主要分为Fenton氧化法、光催化氧化法、臭氧氧化法、超声氧化法、湿式氧化法和超临界水氧化法等几类［1］。

Fenton氧化法相对于其他几种高级氧化法具有反应条件温和、设备及操作简单、处理费用相对较低、适用范围广等优点，并且其技术比较成熟，已成功运用于多种工业废水的处理。

Fenton氧化深度处理制药废水二级生化出水胡冰;时永辉;苏建文【摘要】采用Fenton氧化法处理抗生素类药品生产废水二级生化出水,考察了初始pH值、FeSO4·7H2O与H2O2投加量及投加方式、反应时间等因素对CODCr去除效果的影响.试验确定最佳操作条件为:初始pH值为4.0,一次性投加1.2 mL/L H2O2和1.0 g/L FeSO4· 7H2O,两者的物质的量比约为3:1,曝气反应2h,最终CODCr的去除率可达56.8％;Fenton氧化可将废水m(BOD5)/m(CODCr)值由0.18提高至0.32,为后续生物处理提供了良好条件.【期刊名称】《工业用水与废水》【年(卷),期】2014(045)004【总页数】4页(P28-31)【关键词】Fenton氧化;制药废水;影响因素;可生化性【作者】胡冰;时永辉;苏建文【作者单位】中钢集团天澄环保科技股份有限公司,武汉430205;山东新时代药业有限公司,山东临沂273400;山东新时代药业有限公司,山东临沂273400【正文语种】中文【中图分类】X787.031Fenton试剂是由FeSO4·7H2O和H2O2混合得到的一种强氧化剂， Fenton氧化属于高级化学氧化法，常用于去除废水中的CODCr和色度。

它是利用Fe2＋在酸性条件下催化H2O2分解产生的·OH来进攻有机物分子，同时Fe2＋参与络合反应，对废水有较好的处理效果［1］。

制药废水一般毒性较高、难降解，采用生物方法处理后，有毒有害、难降解物质进一步积累，出水的色度高，可生化性较差，故再进行深度处理的难度较大。

Fenton氧化因其强氧化性、对有机物分子有较强的断链、开环作用，可有效提高废水的可生化性等优势，往往被用于难生物降解或一般化学氧化难以处理的有机废水和二级生化出水的处理［2-3］。

根据Fenton氧化法的反应机理，查阅相关资料得知其主要影响因素为pH值、FeSO4·7H2O和H2O2的投加量和投加方式，以及反应时间等［4-5］。

Fenton氧化法处理碱性大红模拟废水作者：何亚萍黄升谋汤亚飞来源：《绿色科技》2019年第22期摘要：以碱性大红模拟废水为对象，采用Fe2+和Fe3+作为催化剂与H2O2构成芬顿体系进行了Fenton氧化反应，考查了pH值、反应时间、Fenton试剂配比与用量等影响因子对色度处理效果的影响。

结果表明：最佳处理条件为：初始pH=3、C（Fe2+）：C（H2O2）=1：5或C （Fe3+）：C（H2O2）=1：5、反应时间为30min。

当碱性大红模拟废水浓度为1000mg/L，初始H2O2浓度为5mmol/L时，最佳条件下Fe2+、Fe3+芬顿体系的脱色率去除效率分别为92.30%、95.68%。

对比了Fe2+和Fe3+作为催化剂进行Fenton氧化反应的处理效果。

说明Fe3+作为催化剂与Fe2+效果相近。

关键词：碱性大红;Fenton氧化法;Fe3+中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2019）22-0083-041 引言染料作为纺织印染行业的一种重要染色工具，随着工业社会的发展变迁，越来越广泛地应用于生活的方方面面，不仅仅局限于纺织印染，在食品、医药、化妆品等行业也有应用[1]。

染料地广泛应用带来大量染料废水，废水大多具有色度大，COD值高、成分复杂、毒性大、难降解等特点[2]。

这些染料废水如果不经处理，直接排人水体，会对自然环境带来极大危害。

因此，染料废水的处理问题亟待解决。

目前，已有大量学者对染料废水的处理进行了研究，如电絮凝一生化法[3]、活性炭吸附法[4]、电化学法[5]等。

虽然这类方法取得一定的效果，但并不是十分的理想。

Fenton氧化法作为一种最常见的高级氧化技术，因具有适用范围广、反应速率快、氧化能力强、反应体系条件温和、反应设备简单等优点[6]。

采用Fenton氧化法来处理染料废水，在水处理领域具有很好的应用前景，也是目前水处理领域研究的热点[7～9]。

絮凝-Fenton试剂法处理煤加压气化废水实验研究
絮凝-Fenton试剂法处理煤加压气化废水实验研究
摘要：采用絮凝-Fenton试剂法对煤加压气化废水进行预处理,确定了最佳处理条件,絮凝时,pH=6,每100mL废水中加Fe2(SO4)3(10%)0.4m1,加CaO2.5g,搅拌时间为30min,静置3h;Fenton试剂催化氧化处理絮凝反应后的废水时,H2O2的加入量为18g/L,[Fe2+]=1.8g/L,pH值为絮凝出水的值,温度为常温,搅拌时间为15h,反应后静置3h.实验表明,经该方法处理后,废水的COD从3722.26mg/L降至598.87mg/L,去除率达83.91%,并且BOD5、氨氮、挥发酚和色度都有很大的.去除,去除率分别为78.70%、50.37%、72.71%和99.90%,BOD5与COD的比值由0.34提高到0.45,有效的提高了废水的可生化性.作者：许佩瑶侯素霞赵建国XU Pei-yao HOU Su-xia ZHAO Jian-guo 作者单位：许佩瑶,XU Pei-yao(华北电力大学环境科学与工程学院,保定,071003)
侯素霞,赵建国,HOU Su-xia,ZHAO Jian-guo(邢台职业技术学院资源与环境工程学,邢台,054035)
期刊：环境科学与技术ISTICPKU Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY 年，卷(期)：2006, 29(10) 分类号：X703 关键词：煤加压气化废水絮凝 Fenton试剂。

Fenton试剂处理环氧氯丙烷生产废水摘要：采用Fenton试剂法处理环氧氯丙烷生产废水。

分别采用单因素和正交试验方法考察了反应温度、pH 值、反应时间、FeSO 4 和H2O2投加量等因素对COD往除率的影响，以及各因素之间的关系。

试验结果表明，反应温度为60℃、pH值为3．0、H2O2投加量为97．9 mmol/L，FeSO4投加量为1．0 mmol/L，反应时间为75 min为最佳反应条件，且各影响因素中H2O2用量对COD往除率影响最大，FeSO4用量的影响次之，反应时间的影响最小。

试验证实Fenton试剂对废水中的难降解有机物有较高的除往效率，可作为难降解有机物废水生物处理的前处理方法进行推广和使用。

关键词：Fenton试剂；难降解有机物；环氧氯丙烷；正交试验环氧氯丙烷（简称ECH）是一种重要的化工原料，被广泛应用于生产环氧树脂、合成甘油、氯醇橡胶等精细化工产品［1］。

然而伴随着环氧氯丙烷的生产，将产生大量废水。

在生产过程中每吨产品由皂化工序排出废水约50～80 t，废水水质复杂，碱度大，含Ca（OH）2 悬浮物的质量分数为1%～2%， COD的质量浓度为1 500～2 000 mg/L，C1－的质量分数为1．5%～2．5%，还含有少量有机氯化物，具有较强的生物毒性，因而生物降解性差，难以直接生物处理。

由于环氧氯丙烷生产废水的难生物降解特性，文献报道的有关往除方法中大多为物化方法，如吸附、混凝和萃取等［2-3］，但效果较差。

高级氧化技术中的Fenton试剂是难降解有机废水处理过程中研究较多的一种高级氧化技术［4］。

通过反应产生的氧化能力极强的羟基自由基对有机污染物进行有效的分解，从而增加废水的可生物降解性能，甚至彻底地转化为CO 2 和H 2 O等。

Fenton 试剂与其他高级氧化工艺相比，操纵简单、反应快速、温度和压力等反应条件缓和、无二次污染且可产生絮凝等优点而倍受青睐。

近30a来，其在产业废水处理中的应用越来越受到国内外的广泛重视［5－11］。

高浓度废水芬顿比例-概述说明以及解释1.引言1.1 概述概述高浓度废水芬顿比例是指在芬顿反应中，废水中含有的有机物被有效降解的比例。

芬顿反应是一种常用的废水处理方法，通过加入氢氧化物和过氧化氢等氧化剂，产生高效的羟基自由基来分解和氧化废水中的有机物。

高浓度废水芬顿比例的提高对于废水处理具有重要的意义。

随着工业化的发展，废水中有机物的浓度不断增加，对环境和人体健康造成严重的影响。

而芬顿反应作为一种非常有效的废水处理方法，可以将有机物降解为无害的物质，减少其对环境的污染和危害。

因此，提高高浓度废水芬顿比例将成为绿色环保产业发展的重点和难点。

在本文中，我们将全面探讨高浓度废水芬顿比例的定义、背景以及影响因素，并提出相应的解决方法和措施。

通过深入研究和分析相关领域的最新研究成果和实践经验，旨在为工程师、科研人员和环境保护从业者提供指导和借鉴，以促进高浓度废水芬顿比例的提高，实现废水净化和资源化的目标。

本文的结构如下：首先，将介绍高浓度废水芬顿比例的定义和背景，明确研究的范围和目标。

然后，将详细分析高浓度废水芬顿比例的影响因素，包括废水成分、反应条件、催化剂选择等。

最后，将总结高浓度废水芬顿比例的重要性，并提出提高高浓度废水芬顿比例的有效方法和措施，包括优化反应条件、改进催化剂性能等方面。

通过这些工作，我们希望能够为提高高浓度废水芬顿比例提供有益的参考和启示。

1.2文章结构文章结构部分的内容可以按照以下方式进行编写：文章结构部分旨在介绍整篇文章的组织框架，向读者呈现文章的整体结构和内容安排。

通过清晰地呈现文章的主要分节和章节，可以帮助读者更好地理解文章的逻辑和层次结构。

本文的结构如下：第一部分为引言，其中包括概述、文章结构和目的。

在引言部分，我们将对高浓度废水芬顿比例进行简要介绍，并明确本文的研究目的和结构。

第二部分为正文，主要包括高浓度废水芬顿比例的定义和背景以及影响因素。

在该部分，我们将详细解释高浓度废水芬顿比例的概念和背景，并分析影响高浓度废水芬顿比例的因素，为后续的讨论提供基础。

Fenton 试剂深度处理印染废水的研究摘要:Fenton试剂是由H2O2和Fe2+组成的氧化体系，它适用于某些难治理的或对生物有毒性的工业废水的处理，且由于具有反应迅速、温度和压力等反应条件缓和且无二次污染等优点，近30年来，其在工业废水处理中的应用越来越广泛。

本文主要研究Fenton 试剂对印染企业的废水的氧化作用，探究H2O2和Fe2+的加入量、温度、反应时间、PH对于氧化效果的影响，实验通过对实验条件下CODCR值的变化情况来研究该试剂对印染废水的处理效果。

分别以茜素红溶液和甲基红溶液分别作为水溶性染料和分散性染料的代表，其分别配置的模拟印染废水为水处理对象，通过单因素及正交实验，研究分析Fenton 氧化法处理后的废水色度和 CODCRCr的影响因素，确定最佳反应条件。

关键词: Fenton 试剂。

茜红素。

甲基红。

实验条件。

CODCr；色度去除率引言随着我国经济建设的不断深入，东部地区出现了许多服装布料生产厂家，产生了大量的印染废水，排入了长江以及周边的河流，给生态环境带来了严重的破坏，国家已经出台了相关的法律法规规定谁污染谁治理，所以企业对于印染废水的处理问题提上了日程。

Fenton试剂是一种可以高效净化印染废水的试剂，越来越得到大规模的应用。

Fenton试剂处理废水节约资金且高效，不会造成二次污染，对于实验条件的要求不苛刻，已经大规模的应用在印染废水的处理中了。

1.印染废水简况及Fenton试剂的优势印染厂是工业废水的主要排放大户，严重污染了我国的水体。

印染废水中主要含有污物、油脂以及一些表面活性剂、酸碱剂、染料、色素，成分相当复杂，净化难度非常大。

印染废水有机物成分复杂，对于人体和环境的伤害程度非常大，颜色深，PH范围广，是非常难以处理的一类废水。

而且纺织印染业不断开展新业务，使得印染废水的成分更加复杂，传统的一些废水处理技术早已不能满足要求，新型废水的CODCR（化学溶氧量）飙升至一个很高的水平，如何对该复杂的废水进行处理，是困惑各厂的技术难题。

Fenton法深度处理青霉素废水的实验研究摘要：青霉素废水是一种高浓度有机工业废水，研究以某制药有限公司生化排水为对象，采用Fenton法对制药废水进行处理研究，基于正交试验方法，分析试剂投加量、反应初始PH和反应时间等对处理效果的影响。

结果表明，COD去除率的影响程度大小顺序为：H2O2投加量、反应初始PH、H2O2/Fe2+摩尔比、反应时间。

Fenton法处理青霉素废水最佳条件为：初始反应PH值为4，H2O2投加量为0.03mol/L，H2O2/Fe2+摩尔比为20：1，反应时间120min，去除率达57.8%。

关键词：制药废水；Fenton法；正交试验；深度处理Fenton氧化法[1]是利用在酸性条件下Fe2+催化氧化H2O2产生?OH，利用?OH氧化分解有机物，同时，Fe2+被氧化成Fe3+产生混凝沉淀作用，去除大量有机物。

可见，Fenton氧化法在水处理中具有氧化和混凝两种作用[2]。

实验所用水样取自某制药有限公司二级生化处理后废水[3]，本文采用正交试验法，一种利用正交表来安排与分析多因素多水平试验的设计方法，对制药废水进行深度氧化试验，通过处理数据分析各因素对COD去除率的影响规律，选出最优的水平组合，为现场工艺参数优化提供依据。

1 实验材料与方法1.1 实验用水与水质某制药有限公司主要生产青霉素，其综合废水处理工艺为水解酸化+CASS，本实验用水取自该废水处理站的生化处理出水，水质PH为7.8，COD为1143mg/L。

1.2 实验方法取200ml水样，用H2SO4将其调至一定PH，然后加入一定量的FeSO4?7H2O和H2O2（30%）混合均匀，待充分反应后用NaOH将水样的PH调至9左右，加入PAM，静置一段时间后取上清液测定废水指标。

2 工艺参数优化试验2.1 正交试验指标和因素水平的确定影响Fenton氧化法反应的主要因素有初始反应PH值、H2O2投加量、H2O2/Fe2+摩尔比和反应时间，因此设计四因素三水平的正交实验。

芬顿氧化法可作为废水生化处理前的预处理工艺，也可作为废水生化处理后的深度处理工艺。

芬顿氧化法主要适用于含难降解有机物废水的处理，如造纸工业废水、染整工业废水、煤化工废水、石油化工废水、精细化工废水、发酵工业废水、垃圾渗滤液等废水及工业园区集中废水处理厂废水等的处理。

1、芬顿反应原理1893年,化学家Fenton HJ发现，过氧化氢(H2O2)与二价铁离子的混合溶液具有强氧化性，可以将当时很多已知的有机化合物如羧酸、醇、酯类氧化为无机态，氧化效果十分显著。

但此后半个多世纪中，这种氧化性试剂却因为氧化性极强没有被太多重视。

但进入20 世纪70 年代，芬顿试剂在环境化学中找到了它的位置，具有去除难降解有机污染物的高能力的芬顿试剂，在印染废水、含油废水、含酚废水、焦化废水、含硝基苯废水、二苯胺废水等废水处理中体现了很广泛的应用。

当芬顿发现芬顿试剂时，尚不清楚过氧化氢与二价铁离子反应到底生成了什么氧化剂具有如此强的氧化能力。

二十多年后，有人假设可能反应中产生了羟基自由基，否则，氧化性不会有如此强。

因此，以后人们采用了一个较广泛引用的化学反应方程式来描述芬顿试剂中发生的化学反应：Fe2++ H2O2→Fe3++ （OH）-+OH·芬顿氧化法是在酸性条件下，H2O2在Fe2+存在下生成强氧化能力的羟基自由基(·OH），并引发更多的其他活性氧，以实现对有机物的降解,其氧化过程为链式反应。

其中以·OH产生为链的开始，而其他活性氧和反应中间体构成了链的节点，各活性氧被消耗，反应链终止。

其反应机理较为复杂,这些活性氧仅供有机分子并使其矿化为CO2和H2O等无机物。

从而使Fenton氧化法成为重要的高级氧化技术之一。

2、进水水质要求1. 芬顿氧化法的进水应符合以下条件：a）在酸性条件下易产生有毒有害气体的污染物（如硫离子、氰根离子等）不应进入芬顿氧化工艺单元；b）进水中悬浮物含量宜小于200 mg/L；c）应控制进水中Cl-、H2PO -、HCO3 -、油类和其他影响芬顿氧化反应的无机离子或污染物浓度，其限制浓度应根据试验结果确定。

芬顿工艺各药剂投加量及运营成本设计院内部含公式芬顿工艺是一种化学氧化法处理有机废水的一种方法。

它通过投加一定比例的氢氧化钙和过氧化氢来将有机废水中的有机物氧化降解，从而达到净化水质的目的。

在设计芬顿工艺的药剂投加量和运营成本时，需要考虑到废水的水质、处理效率、药剂消耗量、药剂成本等因素，以确保处理效果和经济性。

一、芬顿工艺各药剂投加量设计1. 氢氧化钙投加量设计氢氧化钙在芬顿工艺中的主要作用是中和废水中的酸性物质，并提高废水中的pH值，从而促进过氧化氢的分解生成更多的活性氧。

氢氧化钙的投加量应根据废水的酸度和pH值来确定，一般来说，可以根据以下公式来计算氢氧化钙的投加量：\[V_{Ca(OH)_{2}} = \frac{C_{H_{2}O_{2}}\timesV_{H_{2}O_{2}}\times 74.09}{C_{Ca(OH)_{2}}\times 40.08 \times (pH_{final}-pH_{ini})}\]其中，\(V_{Ca(OH)_{2}}\)为氢氧化钙的投加量，单位为升；\(C_{H_{2}O_{2}}\)为过氧化氢的浓度，单位为mol/L；\(V_{H_{2}O_{2}}\)为过氧化氢的投加量，单位为升；\(C_{Ca(OH)_{2}}\)为氢氧化钙的浓度，单位为mol/L；\(pH_{final}\)为目标pH值；\(pH_{ini}\)为初始pH值。

举例：废水中的过氧化氢浓度为0.05mol/L，投加量为100L；氢氧化钙浓度为0.1mol/L，目标pH值为8，初始pH值为5，代入公式计算氢氧化钙的投加量为150L。

2. 过氧化氢投加量设计过氧化氢是芬顿工艺中氧化废水中有机物的关键药剂，其投加量直接影响废水的处理效果。

过氧化氢的投加量可以根据废水中有机物的含量和氧化需求来确定，一般可以根据以下公式计算：\[V_{H_{2}O_{2}} = \frac{COD_{waste}\timesQ_{waste}\times 1.43}{C_{H_{2}O_{2}}\times 1000}\]其中，\(V_{H_{2}O_{2}}\)为过氧化氢的投加量，单位为升；\(COD_{waste}\)为废水中有机物的化学需氧量，单位为mg/L；\(Q_{waste}\)为废水的流量，单位为m³/h；1.43为过氧化氢的分子量；\(C_{H_{2}O_{2}}\)为过氧化氢的浓度，单位为mol/L。

目前处理高浓度难降解有机废水的主要方法有高级氧化技术， 如超临界水氧化技术、Fenton试剂法、光化学氧化等；物化处理技 术，如萃取法、吸附法、膜分离法等，以及生化处理法。
二、难降解有机物难降解的原因
形成化合物难于 生物降解的原因
一是由废水中 化合物本身的 化学组成和结 构来决定的
二是由水的环境 ，包括废水中物 理因素、化学因 素 、生物因素 决定的
2.Fenton试剂的絮凝/沉降作用
前面经典机理对一些实际废水处理所存在的现象却往往难以 解释，某些学者指出，Fenton 试剂在处理有机废水时会发生反应 产生铁水络合物。主要反应式如下：
[ Fe (H2O)6 ]3++ H2O→[ Fe (H2O)5OH]2++ H3O+ [ Fe (H2O)5OH]2++ H2O→[ Fe (H2O)4 (OH)2 ] + H3O+ 当pH为3～7时，上述络合物变成： 2[ Fe (H2O) 5OH]2+→[ Fe (H2O)8 (OH)2 ]4+ + 2H2O [Fe (H2O)8 (OH)2 ]4++ H2O →[ Fe2 (H2O)7 (OH)3 ]3++H3O+ [Fe2(H2O)7 (OH)3]3++[Fe(H2O)5OH]2+→[Fe3(H2O)7(OH)4]5++ 2H2O
1.由废水中化合物本身的化学组成和结构来决定 ①键长
C－C单键，C＝C双键，C≡C三键的键长，主要原因是两个碳原子间共用 电子对越多，碳原子间的电子云密度就越高，使成键的两个原子更加靠拢，键 长就越短。苯环的C－C键长（0.139nm）介于直碳链的双键（0.134nm）和单键 （0.154nm）之间，因此芳香烃具有较强的稳定性。 ②键能

芬顿氧化处理工业废水的应用概述R+ + HO−→R-OH (5)然而，一批有竞争力的反应也会发生(方程(6)-(9))，它影响氧化过程:Fe2+ + HO·→Fe3+ + HO−k = 3.2 × 108 Lmol-1 s-1 (6)H2O2 + HO·→HO2 · + H2Ok = 2.7 × 107Lmol-1 s-1 (7)HO2· + HO·→O2 + H2O (8)HO· + HO·→H2O2k = 5.2 × 109 Lmol-1 s-1 (9)芬顿法的速度强烈依赖于自由基清除剂如t-丁醇或氯离子，但在某些情况下，即使在高浓度的这些物种也没有发现大幅降低[7]。

这一事实导致了一些作者分析存在额外的氧化剂物种。

利用电子顺磁共振(EPR)自旋捕获技术，实验证明发现在氧化中间体存在不同于羟基自由基[8-11]，如高化合价的铁复合物（如ferryl species Fe(IV)，指示Fe(OH)22+ 方程(10)）。

在不同的操作条件（酶、Fe/ H2O2比，清除剂等）其中之一将会成为主流。

Fe2+ + H2O2 →Fe(OH)22+→Fe3+ + HO·+HO−(10) 然而氢羟基自由基反应抽象，增加了双键或电子转移，这取决于结构特别是有机污染物的电离势，铁的形态只能够氧化有机分子的电子转移。

芬顿的氧化过程效率取决于其他因素，如温度、pH、过氧化氢和催化剂浓度，Fe3+还原为Fe2+。

因此反应中间体的存在能够减少Fe3+和再生催化剂是至关重要的。

然而，有反应中间体代替减少Fe3+把它从Fe2+ / Fe3+周期中移除，由于代铁复合物，延迟和/或抑制氧化过程。

芬顿法提出了其最大催化活性在pH为2.8-3.0，这大大缩小了增加或减少pH值。

在pH值高于3时Fe3+开始沉淀作为Fe(OH)3，过氧化氢优先分解成O2和H2O[12]。

1、芬顿药剂的投加比例量计算芬顿药剂主要组成包括硫酸亚铁与双氧水，这两种药剂也常被单独用于废水处理中，硫酸亚铁主要作为还原剂、混凝剂使用，而双氧水则作为强氧化剂使用。

硫酸亚铁中2价铁离子与双氧水（H2O2)的强氧化还用作用生成羟基自由基的过程。

两者组合技术则为高级强氧化技术。

先确定好芬顿硫酸亚铁与双氧水投加顺序，再根据废水性质计算出芬顿试剂的投加量，比如除COD，如果芬顿体系中如果氧化性物质多,那么硫酸亚铁的比例就要大一些，如果还原性物质多双氧水就要多一点，一般有机物体现为还原性，所以若是除COD的话，按照需要氧化200ppm的COD计算，可依照以下计算公式：双氧水与硫酸亚铁的质量比为1:2，加亚铁前保证处理反应器中的pH值在3.5~4.0，加入1400ppm的亚铁，再加入700ppm的双氧水，反应40min左右。

通常按质量浓度双氧水：COD=1:1，摩尔浓度Fe2+：H2O2=1:3换算即可，具体根据污染物浓度进行正交实验来确定。

以水中COD含量计算其投加量则H2O2：COD的质量浓度为1：1，可先计算出所需双氧水投加量，再按硫酸亚铁跟双氧水的体积比一般为：3:1。

也就是说Fe2+：H2O2=1:3的摩尔浓度进行投加。

具体的投加量并不是固定的，在实际应用中，可根据水中污染物进行调节，如水中还原性物质比较多，可相应投加多一点的双氧水，相反的氧化性物质比较多时则Fe2+的投加比例须增大。

芬顿药剂投加量除了与水中污染物含量有关（有机物一般体现为还原性），还与药剂含量及水质因素有关，因此芬顿药剂的投加比例及浓度需要根据实际情况进行调整(硫酸亚铁芬顿试剂投加过量对废水的影响)。

2、质量比 =体积数＊摩尔数＊分子量Cod:H2O2=1:1例如：COD=10000mg/l 取样1L 则H2O2的量为10g/l, 30%H2O2,密度为1.11g/cm3V=10g/(30%*1.11g/cm3)=30.03ml Fe2+ : H2O2 = 1 : 3则H2O2 10g→0.2941mol H2O2→0.098mol Fe2+→0.098mol FeSO4.7H2O→27.24g30/27=?。

焦化废水之芬顿试剂氧化法处理煤焦油加工废水以焦粉吸附-微波催化-芬顿试剂氧化法深度处理生物系统处理之后的煤焦油加工废水，研究了废水pH值、焦粉用量、FeSO4 加入量、H2O2 加入量、微波功率、微波辐射时间对废水处理效果的影响。

实验结果表明：在废水pH值为5、焦粉加入量为20 g、FeSO4加入量为300 mg/L、H2O2加入量为1 500 mg/L、微波功率为600 W、微波辐射时间为40 min的工艺条件下，废水色度去除率为93.45% ，COD 去除率为86.74% 。

净化出水色度为19.65倍，COD为42.43 mg/L，满足GB16171-2021 炼焦化学工业污染物排放标准中的要求。

并实现了焦粉的合理利用。

煤焦油是炼焦工业的一个重要产品，它是组成极其复杂的混合物，其经物理、化学方法处理后可以得到多种化工产品。

但煤焦油在加工过程中会产生并排放大量浓度高、毒性大工业废水[1]。

其所含有毒有害物质包括氨氮、硫化物、氰化物、酚及酚的同系物、单环或多环芳香族化合物、含氮、硫、氧的杂环化合物，如萘、苯胺、吡啶、喹啉、吲哚、苯并芘、二氮杂苯、氮杂苊、氮杂菲等[2]。

酚类化合物对所有的生物都有毒，多环、杂环芳烃可使人致癌，一般很难生物降解[3]，其中，COD浓度为15～20 g/L，氨氮浓度为2～7 g/L，酚浓度为3～120 g/L，其进入水体后将消耗水体中的溶解氧，破坏水体的生态平衡。

目前，国内外对于煤焦油污水的处理主要采用气浮、吸附除油预处理结合A/O或A2/O等生物处理工艺，处理后水的酚、氰含量基本达标。

但生物处理后的废水色度高，含有大量难降解有机物质[4，5]，其COD不能达到国家规定的排放标准(COD≤80 mg /L)[6]。

在不改变主体生物法工艺的情况下，还需要对生物系统的外排水进行深度处理。

本项目以焦粉吸附-微波催化-芬顿试剂氧化法深度处理生物系统处理之后的煤焦油加工废水，焦粉被充分利用，处理后出水可以达到(GB16171-2021)炼焦化学工业污染物排放标准要求，以期为煤焦油加工企业废水的深度处理提供工艺依据。

芬顿试剂的实验溶液PH的影响：分别取1000ml废水置于6个烧杯中，控制FeSo4.7H2O2投加量为4g/l, H2O2(30%)投加量为40ml/l，反应时间为3小时，用H2SO4溶液将PH分别调节至1、2、3、4、5、6，试验结果见图1。

图一表明，当水样的PH为3时，处理效果较好。

其原因是PH的变化直接影响到Fe2+、Fe3+的络合平衡关系，从而影响FENTON试剂的氧化能力。

芬顿试剂是在PH呈酸性条件下发生作用的。

在中性和碱性环境下，Fe2+不能催化双氧水产生OH，而是在自身碱性条件下生成沉淀。

按照经典的Fenton试剂反应理论，PH升高不仅抑制了。

OH 的产生，而且使溶液中Fe2+以氢氧化铁的形式沉淀而失去催化能力。

当PH过低时，溶液中的H+浓度过高，Fe3+不能顺利的被还原为Fe2+，催化反应受阻。

有关研究显示:Fenton 试剂在酸性条件下，特别是PH在3-5时氧化能力很强；PH过高时，双氧水的氧化还原电位低，氧化能力弱，还会造成其无效分解，不利于CODcr的去除。

从图中可以看出，在PH为3时，色度的去除也达到了最佳效果，色度的去除是随着CODcr去除效果的增加而增加。

因此在PH为3时CODcr去除率达到最高，色度的去除也达到了最佳效果。

FeSo4.7H2O2投加量的影响分别取1000ml废水于6个烧杯中，控制PH为3，双氧水30%投加量为40ml/l，分别投入不同量的FeSo4.7H2O2晶体，反应时间为3h，试验结果如表2FeSo4.7H2O2的最佳投加量为4g/l FeSo4.7H2O2投加量过多或过少都会影响OH的产生，废水的处理效果均会下降。

其原理在于：1由于FeSo4.7H2O2是羟自由基捕捉剂，浓度过高，会同产生的OH反应，从而使OH的表观生成速率下降2若溶液中初始FeSo4.7H2O2浓度过高，则反应开始时双氧水分解速率过快，迅速产生大量的OH，引起OH自身发生反应2OH+2OH=2H2O+O2 致使一部份最初产生的OH消耗掉，也表现为CODcr的去除率下降因此，可以说明Fenton反应不时简单地由Fe2+来催化完成的，而是以某些络合物的内部变价的形式来完成的，这一点在一定程度上证实了Bossmann给出的Fenton试剂作用机理。

Fenton试剂处理印染废水的工艺参数研究分析摘要:采用Fenton试剂对活性艳红印染废水进行了处理。

通过正交实验考察了反应时间、反应温度、双氧水/硫酸亚铁摩尔比以及pH对印染废水的色度及COD去除率的影响,确定了Fenton试剂处理废水的最佳条件。

结果表明,随着反应时间的延长,色度及COD去除率增大,最佳反应时间为20 min;色度及COD的去除率随着反应温度的升高而增大,最佳反应温度为50℃。

色度及COD的去除率在双氧水(30%)的用量与硫酸亚铁用量之比为1:3.1时,去除效果最好;最佳pH值为4.5。

出水达到排放标准。

此法具有去除率高,设备简单,占地面小,操作方便,不产生二次污染等优点。

艳红印染废水具有水质、水量和水温变化幅度大,色度和COD值高的特点。

混凝沉降处理对疏水性染料、分子量较大的染料具有较好的处理效果,但对分子量小、亲水性好的酸性染料、直接染料和活性染料的处理往往不佳。

大多数染料又是生物难降解或生物有毒的,染料的可生化性与其结构关系密切[1]。

研究表明,活性艳红染料生物降解性较低,降解率仅为40%左右[2],聚铝混凝效果也较差[3]。

Fenton试剂是由H2O2和Fe2+复合而成的一种氧化能力很强的氧化剂。

C.Walling[4]的研究表明:Fenton试剂氧化有机物的反应是通过H2O2和Fe2+,产生羟自由基·OH而进行的自由基反应;由于其具有极强的氧化能力,特别适用于生物难降解的或一般化学氧化难以奏效的有机废水的处理。

本文利用Fenton试剂对活性艳红印染废水进行了氧化处理。

通过正交实验考察了反应时间、反应温度,双氧水与硫酸亚铁用量摩尔比以及pH对印染废水的色度及COD去除率的影响。

探索了最佳处理条件,为该工艺处理实际印染废水提供了科学依据。

1·实验部分通过正交实验结果表明:温度为50℃,pH为5,时间为20 min,加药比(FeSO4:H2O2)为1:3.3,艳红印染废水经处理后色度去除率约为96.3%,COD去除率为86.2%,出水COD值为22.4mg/L,色度为37倍,废水达到排放标准(标准限值:COD值为100mg/L,色度为50倍)。

化学破乳-芬顿氧化处理乳化液废水张涛;宗刚【摘要】针对机械加工乳化液废水稳定性好、COD浓度高,难以处理的问题,采用加热酸析和盐析相结合的方法进行破乳,并使用芬顿试剂进行氧化处理.通过单因素实验,考察相关因素对处理效果的影响,确定最佳工艺条件.结果表明,在100 mL乳化液中加入0.75 mL 98% H2SO4,98% H2SO4与NaCl质量比为1:1,温度为70 ℃,时间为150 min条件下,废水的浊度和COD的去除率分别达到93.73% 和56.95%;在芬顿氧化过程当,pH为3,H2O2用量为250 mL/L,FeSO4 ·7H2O用量为6 g/L时,COD去除率达65.7%;再调节pH至8,曝气投加PAC沉降后,COD降至10156 mg/L,可生化性明显提高.%For the problems of good stability,high COD concentration of emulsion wastewater from mechanical processing,the method of heating acid and salting-out is used for demulsifica-tion.Fenton reagent is used for oxidation treatment.The relevant factors of the treatment effect are investigated by the single factor experiment,and the optimum technological condi-tions are determined.The experimental results show that under the conditions of adding acetic acid content of 0.75 mL 98% H2SO4in 100 mL emulsion,mass ratio is 98% H2SO4and NaCl 1:1,temperature 70 ℃,time 150min,the turbidity and COD removal rate of wastewater are 93.73% and 56.95% respectively.In the Fenton oxidation process,when pH is 3,the dosage ofH2O2250 mL/L and the dosage of FeSO4· 7H2O 6 g/L,the removal rate of COD is 65.7%.When the pH is adjusted to 8,aeration plus PACsedimentation,COD drops to 10 156 mg/L,biodegradability is thus greatly improved.【期刊名称】《西安工程大学学报》【年(卷),期】2018(032)002【总页数】7页(P175-180,202)【关键词】加热破乳;酸析;芬顿氧化;化学破乳;乳化液废水【作者】张涛;宗刚【作者单位】西安工程大学环境与化学工程学院,陕西西安710048;西安工程大学环境与化学工程学院,陕西西安710048【正文语种】中文【中图分类】X7030 引言金属加工普遍使用乳化剂来冷却和润滑刀具以及加工件，乳化剂因此又被称为冷却液、润滑液.目前，使用的乳化剂种类繁多,作用各异,但基本上是水、乳化油和化学添加剂(如油性剂、乳化剂、润滑剂、防锈剂等)配制而成[1]．乳化剂使用一段时间后,各种性能降低,品质变差,需要更换,更换下来的乳化剂便是一种高浓度含油乳化液废水,其水质成分复杂,油乳稳定性好,COD浓度高.而破乳除油、水中溶解性有机物及COD,是经济、有效处理此类水的较好方法[2]．目前,乳化液废水的处理技术有酸析法、盐析法、过滤法、化学絮凝法、吸附法、膜分离法、高级氧化法等[3-6],其中酸析法是将乳化液调至酸性,H+与阴离子表面活性剂中和生成相应的脂肪酸,脂肪酸从油水界面游离出来,乳化液的稳定性被打破,油水发生分离实现破乳．而盐析法通过投加无机盐类电解质,使电解质中的阳离子对油珠扩散层阳离子产生排斥作用,油珠扩散层阳离子减少,油珠吸附层中阳离子增多,双电层被破坏,油珠间的引力恢复而相互聚并,实现破乳[7]．酸析法直接投加无机酸类,经济简单,但是该方法需投入大量的酸类且对处理设施耐酸性要求较高,并且后期中和酸度会消耗大量的碱,另外,当使用硫酸进行酸析破乳时,大量的SO42-加入会对后续生化处理的厌氧阶段造成麻烦[8]．盐析法具有花费少,操作比较方便的优势,但药剂投入量大,沉降分离时间长,聚析速度慢,处理效果会因乳化液表面活性剂的不同而变化[9]．因此,有必要将酸析法和盐析法结合起来联合破乳,研究酸析和盐析联合破乳的效果,进而减少药剂投加量,减少破乳时间．另外考虑到破乳后的乳化液废水其COD浓度依然很高,可生化性差,微生物难以降解,有必要进行进一步处理．在废乳化液处理工艺中,Fenton 及其组合处理工艺中的混凝沉淀前景较好．本文将酸析和盐析结合起来进行破乳,以浓硫酸、NaCl作为酸析和盐析破乳试剂,并将加热温度引入到实验的破乳中,寻求浓硫酸和NaCl最佳的质量配比以及较少的试剂投加量,并探讨两者结合后其相关因素对处理效果影响的特点．破乳后的废水再投加Fenton试剂进行氧化,分析相关因素,以寻求最佳工艺.经过Fenton氧化后的废水,可调节其pH,曝气后投加PAC进行混凝沉淀,从而进一步考察COD去除效果和实现良好的可生化性.1 实验1.1 实验废水某机械机加工厂主要加工生产齿轮及其配套的零部件,其乳化剂被用于该厂车间机械切割和刨削工序金属的冷却、润滑和清洗．实验用水直接取用该齿轮厂生产车间使用并废弃的乳化液,其废水含有大量的化学添加剂如润滑剂、防腐剂等,外观呈乳白暗黄色,COD质量浓度98 500 mg/L,浊度35 000NTU,pH为8～9．1.2 试剂和仪器(1) 试剂 98% H2SO4(郑州隆森化工产品有限公司),FeSO4·7H2O(广东光华科技股份有限公司),30% H2O2(天津市北联精细化学品开发有限公司),NaCl(天津市科密欧化学试剂有限公司),硫酸肼(广东光华科技股份有限公司),六次甲基四胺(天津市福晨化学试剂厂),NaOH(天津市光复科技发展有限公司),以上所用药品均为分析纯;PAC混凝剂(苏州水立清水处理设备有限公司)．(2) 仪器 COD 恒温加热器(济南精密科学仪器有限公司),V1100型可见分光光度计(上海美普达仪器有限公司),PHS-3C 型pH计(上海仪电科学仪器股份有限公司),恒温水浴锅(国华电器有限公司),氧气泵(广东海利集团有限公司)，LH-BOD601型BOD仪(兰州连华环保科技有限公司)等．1.3 实验方法1.3.1 废水处理实验方法酸析破乳:在500 mL的锥形瓶中注入200 mL乳化液废水并加入一定量的浓硫酸后,按一定的质量比加入NaCl,混合均匀后,将其放入恒温水浴锅,水浴加热．加热完后,静置数小时,取废水油层下部的水层,测定浊度、COD 浓度．Fenton氧化:在250 mL烧杯中注入酸析破乳后下部水层的水100 mL,加入NaOH调节废水pH值,然后投加一定量FeSO4·7H2O和30%H2O2,静置反应1 h 后,测定COD．混凝沉淀:废水经破乳和Fenton试剂氧化后调节pH至8,曝气0.5 h投加PAC沉降后,测定COD．1.3.2 测定分项目与方法 COD的测定:重铬酸钾法,采用济南精密科学仪器COD 恒温加热器测定;浊度测定:采用V1100型可见分光光度计测定;pH值:采用PHS-3C 型pH计测定;BOD测定:采用LH-BOD601型BOD仪测定．2 结果与讨论2.1 破乳2.1.1 最佳加酸量和配比量确定在5个250 mL锥形瓶中各注入100 mL水样,依次加入98%浓硫酸0.25 mL,0.50 mL,0.75 mL,1.00 mL,1.50 mL后,按98%H2SO4与NaCl质量比为1∶1，2∶1，3∶1，分别加入NaCl,70 ℃条件下水浴加热120 min,静置数小时后测COD及浊度．不同配比的H2SO4和NaCl对乳化液废水COD和浑度去除率的影响如图1，2所示.从图1，2可以看出，70 ℃条件下加酸量对乳化液破乳的影响比加NaCl 大,COD去除率随着加酸量的增加整体呈现先增大后趋于平缓的趋势．当加酸量不足时,乳化液的浊度和COD的浓度较高,在加酸量为0.25 mL,0. 5 mL 98%H2SO4/100 mL 这两点时,乳化液的浊度和COD浓度均较高,且COD和浊度去除率较低,随着加酸量的增多,COD和浊度去除率增大,当达到0.75 mL H2SO4/100 mL乳化液时浊度和COD去除率明显．此时再加入NaCl有助于进一步提高COD 去除率,特别是H2SO4与NaCl质量比为1∶1时,COD去除率可提高到56.38%,浊度提高到94.79%,比不加NaCl时COD去除率提高了5.25%,浊度去除率提高了11.76%.由此可见,在加热条件下,H2SO4和NaCl的加入能够破坏乳化液的稳定性,促进破乳．值得注意的是当加酸量为0.50 mL 98% H2SO4时浊度去除率呈现明显下降,原因为NaCl溶解会抢夺体系中自由水分子,溶液中自由水的分子数减少,乳化剂的溶解性下降,乳化液废水的浊度升高,从图1的COD去除率并未降低可间接说明这一点．因此可以认为在100 mL乳化液中将加酸量控制在 1.5 mL98%H2SO4,98% H2SO4与NaCl质量比为1∶1时,具有较好的破乳效果．图 1 不同配比的H2SO4和NaCl对乳化液废水COD去除率的影响图 2 不同配比的H2SO4和NaCl对乳化液废水浊度去除率的影响Fig.1 Effects of different ratio of H2SO4 and NaCl on COD removal of emulsion wastewater Fig.2 Effects of different ratio of H2SO4 and NaCl onturbidity removal of emulsion wastewater2.1.2 最佳加热温度确定在7个250 mL锥形瓶中注入200 mL水样并依次加入0.75 mL 98%H2SO4,按H2SO4与NaCl质量比为1∶1,分别于25 ℃,50 ℃,60 ℃,70 ℃,80 ℃,90 ℃,95 ℃下水浴加热2 h,静置数小时后测COD 及浊度．在加热实验中,发现温度对COD去除率和浊度的影响都非常大．加热对破乳效果的影响如图3所示.从图3可以看出，在25 ℃～50 ℃时下层水样浊度基本无变化且浊度较高;在50 ℃～70 ℃时,下层水样浊度明显降低;在70 ℃～95 ℃时,浊度去除率基本达到最大水平,95 ℃时可以达到最高的99.65%浊度去除率,此时下层水样表现出清亮的棕红色且油水基本实现彻底分离．产生这些现象的原因是当温度低于70 ℃时,乳化液体系油水界面膜难以破坏,油水分离达不到明显的效果,尤其是当温度在25～50 ℃时,温度变化并不能影响到乳化液体系油水界面膜强度;当温度高于70 ℃时,界面膜强度大大降低,甚至破裂,同时分子热运动较高,油滴逐渐突破界面膜凝结聚并成为油相,油水实现分离[10]．此外,随着温度的增加COD去除率则呈现出先微降后增再降的趋势,在70 ℃时达到最佳的COD去除率56.64%．在50 ℃～70 ℃时,COD去除率基本保持随着温度的增加而增加;而当温度高于70 ℃时,COD去除率出现下降,这与破乳过程中乳化剂层的不断减少密切相关,随着温度的升高使得稳定的乳化液体系逐渐出现了油水界面的分层,下层为具有一定浊度的黄色水层,中间层为灰白色的乳化剂层,上层为油层.而温度进一步增加灰白色的乳化剂层消失,可以判断为乳化剂大量进入下层水层,使得下层水样COD浓度增大．因此,实验确定最佳加热温度为70 ℃．图 3 温度对破乳效果的影响图 4 加热时间对破乳效果的影响 Fig.3 Effects of temperature on result of demulsification Fig.4 Effects of heating time on result of demulsification2.1.3 最佳加热时间确定取500 mL的水样于锥形瓶中,注入3.75 mL 98%H2SO4,按98% H2SO4与NaCl质量比为1∶1加入NaCl,在70 ℃下水浴加热,于30 min,60 min,90 min,120 min,150 min,180 min分别取样测定COD及浊度．加热时间对破乳效果的影响如图4所示.从图4可以看出,随着加热时间的增加浊度去除率增加,浊度随加热时间的延长呈现下降趋势,在30～120 min 浊度去除率增加明显,随着加热时间的进一步延长,浊度去除率趋于平缓,在180 min时浊度去除率达到最大的93.97%;而COD去除率随加热时间增加呈现先增加后缓慢降低的趋势,当加热时间为180 min时，COD去除率开始下降,考虑到150 min时COD去除率最高且该时间能够完成大部分的油水分离,因此将加热时间控制在150 min,以获得节约成本和降低能耗．2.2 Fenton氧化实验与2.2.1 最佳H2O2用量确定酸性条件下,Fenton氧化的效果较好,实验先固定反应pH值为3[11-12]．经上述条件破乳后的pH值为1.95,因此需调节pH．取调节pH=3后的酸析水样100 mL于6个250 mL烧杯中,加入FeSO4·7H2O 1.0g,分别投加5 mL,10 mL,15mL,20mL,25 mL,30 mL 30%H2O2,静置反应1 h后,测COD．Fenton氧化过程中,H2O2在Fe2+ 的催化作用下离解出·OH,H2O2投加量越多,水中·OH含量也越多,因此有机物能够迅速被降解,COD去除率随之增大,从图5可以看出,废水的COD的去除率呈现出随着H2O2用量的增加而增加的趋势,在H2O2用量达到300 mL/L时,COD 去除率达到最大值65.1%;尽管COD的去除率随着H2O2用量的增加而增加,但当H2O2用量增大到200mL/L时,实验发现废水开始沸腾,特别是当H2O2用量为300 mL/L时,废水出现爆沸喷出反应器的情况并放出大量的热．因此从安全可靠性和最大降解废水中污染物出发,将H2O2的最佳用量控制为250 mL/L．2.2.2 最佳Fe2+用量确定将酸析后水样的pH调节至3后,分别取100 mL水样于6个250 mL烧杯中，固定H2O2的用量25 mL,分别加入0.4 g,0.6 g,0.8g,1.0 g,1.2g,1.4 g FeSO4·7H2O,静置反应1 h后,测COD．Feton试剂中Fe2+引发并且促成H2O2的分解,从而产生羟基自由基,如果Fe2+浓度过低,反应进行缓慢;而Fe2+浓度过高会发生反应:Fe2++·OH→Fe3++HO-,使得Fe2+自身被氧化成Fe3+,·OH的量也随之减少,Feton试剂降解有机物的能力下降[13]．FeSO4·7H2O用量对废水COD去除率的影响如图6所示.从图6可以看出,FeSO4·7H2O 的用量较低时,COD去除率比较低,随着FeSO4·7H2O 的用量增大,COD去除率也逐渐增大,在6 g/L时达到最高值64.7%;当FeSO4·7H2O用量在6～14g/L 时,废水的COD 去除率有所下降,说明过高的Fe2+浓度抑制了反应的进行,另外过高的Fe2+浓度不仅消耗药剂而且使出水色度增高,因此FeSO4·7H2O 的最佳用量为6 g/L．图 5 H2O2用量对废水COD去除率的影响图6 FeSO4·7H2O用量对废水COD去除率的影响 Fig.5 Effects of H2O2dosage on COD removal of wastewater Fig.6 Effects of Fe SO4·7H2O dosage on COD removal of wastewater图 7 pH值对废水COD去除率的影响Fig.7 Effects of pH on COD removal of wastewater2.2.3 最佳pH确定 Fenton试剂是在酸性条件下发生作用的,中性和碱性条件不能使Fe2+催化H2O2产生·OH[14]．用NaOH或浓硫酸溶液调节不同pH值,取其水样100 mL于5个250 mL烧杯中,各加入25 mL 30%H2O2,分别投加0.6 g FeSO4·7H2O,反应时间为1 h,考察pH值为2,3,4,5,6时对COD的去除率．表 1 Fenton氧化前后废水pH对比Table 1 Comparison of pH of wastewater before and after Fenton oxidation实验组别FentonpH值反应前反应后12 011 8523 042 1534 022 4445 032 5155 992 71pH值对废水COD去除率的影响如图7所示.从图7可知,pH为2～6之间时,COD 的去除率总体保持较高的COD去除率,基本保持在62.3%～65.7%浮动,pH为3时COD去除率最大．从整个反应体系来说,pH值对于Fenton氧化的影响较小,pH值只是会影响反应的速率,只要维持反应所需的酸性环境就可以使反应顺利进行．另外，Fenton氧化前后废水pH对比见表1.从表1可以看出,pH值都会降低到一定的范围,因此只要保持酸性环境就可以使反应进行下去.因此，可以认为pH为3能够满足反应体系的酸性环境且对COD的去除最好．2.3 混凝沉淀废水经破乳和Fenton试剂氧化后COD降至14 435 mg/L且呈酸性,为了进一步降低COD和进行后续的处理,需对废水的pH进行调节．实验将pH值调节至8,曝气0.5 h后投加PAC进行混凝处理,结果表明投加5 g/L的PAC混凝剂可使COD 降至10 156 mg/L,其B/C由破乳后的0.13提高到0.45,可生化性明显改善．3 结论(1) 在加热条件下,H2SO4和NaCl的加入能够破坏乳化液的稳定性,促进破乳．在100 mL乳化液中加入0.75 mL 98%H2SO4，98%H2SO4与NaCl质量比为1∶1，温度为70 ℃，时间为150 min条件下,乳化液废水的浊度和COD的去除率分别达到93.73%和56.95%．(2) 考虑到破乳后的废水COD浓度依然很高,因此采用Fenton氧化法进行进一步处理,在pH=3，H2O2用量为250 mL/L，FeSO4·7H2O用量为6 g/L时,COD去除率可达33.46%,进一步调节pH至8,曝气投加PAC沉降后,COD降至10 156 mg/L,其B/C由破乳后的0.13提高到0.45,可生化性提高较大．(3) 仍须指出的是,经过混凝沉淀处理后的废水污染物浓度依然很高,难以达到排放标准,但生化性明显改善,因此可以考虑活性污泥法等生化处理工艺．另外,实验采用浓硫酸、NaCl作为酸析和盐析联合破乳的试剂,但实验中NaCl促进破乳能力有限,因此可以考虑投加MgCl2、AlCl3等盐类以促进破乳,进而降低破乳药剂的使用. 参考文献(References)：[1] 徐明,甘胜,贺峰,等.机械加工废乳化液处理技术的研究进展[J].安徽化工,2010,36(5):62-65.XU M,GAN S,HE F,et al.Development of the research 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