ppt设计(芬顿试剂)
高级氧化技术—芬顿试剂氧化
正文：1高级氧化技术高级氧化技术AdvancedOxidationProcesses定义为可产生大量的 OH自由基过程;利用高活性自由基进攻大分子有机物并与之反应;从而破坏油剂分子结构达到氧化去除有机物的目的;实现高效的氧化处理..Fenton法处理含有羟基有机化合物的废水时存在明显的选择性..羟基取代基类型、羟基数量、羟基取代位置、主链链长及主链的饱和度对Fenton法处理效果均存在不同程度的影响..实验结果表明:一元酚羟基对Fenton反应有着促进作用;而一元醇羟基对其有强烈的抑制作用;当碳原子数相同而羟基数不同时;随羟基数量的增加其对Fenton反应的影响逐渐下降;饱和一元醇主链碳原子个数越多;则其对Fenton反应的抑制作用越明显;主链的不饱和度对Fenton反应的影响也是不同的;脂肪族不饱和羟基化合物的Fenton法处理效果很差;而对苯环类羟基化合物有着很好的氧化处理效果;链长与醇羟基个数都不同时;随主链的增长和羟基数量的增加;其对Fenton反应的抑制作用随之下降;表现出良好的氧化降解效果..不同体系中的羟基自由基产生量可用来直接判断底物对芬顿试剂的抑制效应及抑制程度..脉冲式加温对室温下芬顿试剂的氧化效果有着促进作用;且加热频率越大;效果越明显..2芬顿试剂机理研究当Fenton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氧化剂具有如此强的氧化能力..20多年后;有人假设可能反应中产生了经基自由基;由于H2O:在催化剂Fe3+Fe2+的存在下;能高效率地分解生成具有强氧化能力和高电负性或亲电子性电子亲和能力569.3KJ的经基自由基·OH;·OH可以氧化降解水体中的有机污染物;使其最终矿化为C02;H20及无机盐类等小分子物质..据计算在pH=4的溶液中;-OH的氧化电位高达2.73V;其氧化能力在溶液中仅次于氢氟酸..因此;通常的试剂难以氧化持久性有机物;特别是芳香类化合物及一些杂环类化合物;芬顿试剂对其中的绝大部分都无选择地氧化降解..2.1Fenton试剂产生强氧化能力的反应机理研究有关芬顿试剂的反应机理;一种研究认为是无机物之间的反应;像Fe2+;Fe3+;H202;·OH;HO2·和02-·;这是一般的芬顿反应体系中都存在的..这部分反应的机理研究主要通过化学捕获剂和先进的分析仪器来完成;研究主要集中在是产生以9基自由基或烷氧自由基为主的氧化物种;还是产生以铁为中心的高价瞬态氧化物种..近年来;研究人员发现;毗咤可以作为自由基的捕获剂用于捕获102·自由基..而同时;-OH自由基的竞争反应不影响到对HO2·自由基的捕获..依据此种发现;研究人员提出了高能的自由基和氧化剂的产生机理;这也是芬顿反应比较成熟的机理论断..然而直到现在;对铁氧化后在反应中存在的形态等方面还有很多问题需要研究..针对这一现象;一些学者提出了许多中间过程;归纳起来主要有几种:pH值在2.5一4.5之间时;低浓度的Fe2+主要以FeOHH2052+的形式存在;反应的发生是H2O2在Fe2+的第配位体上发生了配位交换;随后发生了体内二电子的转移反应;生成F4+的复合物..FeoH3H2O4+中间体继续反应并产生·OH;FeoHH2O52+继续与H2O2:发生反应;使Fe2+得以循环..2.2Fenton试剂在有机物中的反应机理研究近年来;人们致力于研究芬顿试剂与有机物及其中间产物之间的反应规律;研究芬顿试剂对不同有机物的动力学;并建立了不同的动力学模型;这种研究指导了Fenion试剂的工业化应用..探讨对芬顿试剂氧化氯酚的反应特征;主要研究pH、H202、Fe2+对反应的影响..在研究中发现;酸性太强;溶液中的H+浓度过高;过氧化氢以H3o2+稳定存在;而且有机物在强酸性环境中不易分解;Fe3+不能被顺利地还原成Fe2+;催化反应受阻..实验证明;反应受到自由Fe2+浓度的影响;Fe2+是产生·OH的关键因素..被芬顿试剂分解的小分子有机物;有一部分会加速分解;而另外一部分会和Fe2+形成稳定的化合物;很难被进一步降解;只要有H必:存在;有机物的降解反应便会继续下去..由实验结果得出pH=2-4时;有机物的降解速率发生在短短的几分钟之内;这个降解速率相对于氯酚浓度来说是一级反应;它的反应速率常数正比于Fe2+和过氧化氢的初始浓度..实验发现;反应受到中间有机产物的影响极大;因此动力学的研究应该考虑中间产物的影响..李玉明等对间硝基苯胺的动力学进行了研究;分别考察了H202浓度、Fe2+浓度、pH值、温度随时间的变化..该研究用一元线性回归的方法;对不同氧化降解时间后间硝基苯胺的残余浓度对反应时间的相关性进行了定量分析;发现间硝基苯胺的氧化降解符合一级动力学的模式;得到了该反应的表观速率常数和活化能..利用紫外光谱对机理研究发现;间硝基苯胺催化氧化过程中的主要中间产物应为戊烯二酸..由于经基自由基与间硝基苯胺的反应速率常数大于有机酸的反应速率常数10;根据化学动力学理论;在芬顿试剂催化降解反应中;当所投加的芬顿试剂剂量不足以完全氧化间硝基苯胺时;间硝基苯胺可被优先氧化降解去除;使降解反应终止于产酸阶段..因此;在实际的难降解工业废水处理中;可以根据需要用芬顿试剂氧化法作为间硝基苯胺等难降解废水的预处理方法;为后续的生化处理提供良好的反应条件..但是;当芬顿试剂投加量较大时;可以对中间产物有机酸进一步降解;生成小分子化合物;直至降解为二氧化碳和水..对芬顿试剂与有机物反应的动力学进行研究可以了解有机物在芬顿试剂中的反应进程;寻找合适的反应停留时间和反应的级数和速率常数;从而为大型工业化有机废水处理反应器的设计提供坚实的理论依据..3集瑞环保对于催化氧化芬顿氧化反应在高浓度废水处理中的研究Fenton试剂具有很强的氧化性;而且其氧化性选择性;能适应各种废水的处理..3.1处理氰化物氰化物是剧毒性的物质;在废水的排放中都要严格控制氰化物的含量..芬顿试剂可有效地处理氰化物;处理过程中;游离的氰化物分两步被分解..俄罗斯学者研究了采用Fenton试剂处理含有氰化物和硫氰化物的废水质量浓度均为1000mg/L;前者氧化率为99.8%;后者氧化率为84.0%..3.2处理酚类酚类物质有较高的毒性;对人体有致癌作用;属于难降解的工业有机废水..芬顿试剂可用于处理苯酚、甲酚、氯代酚等多种酚类;效果均极好..在室温、pH=3-6和FeS04催化剂存在的情况下;H202可快速破坏酚结构;氧化过程中先将苯环分裂为二元酸;最后生成CO2和H2O..研究用芬顿试剂氧化法处理对氨基酚PAP;探讨了影响处理结果的因素..在选定的条件下;PAP去除率为96%-98%;废水色度明显变浅;降低了废水的生物毒害性;改善了废水的生物降解性能..除了可以直接降解氯酚类物质外;还可以用芬顿试剂氧化作为生物处理技术的前处理过程;使废水的毒性降低;可生化性提高..在用芬顿试剂和生物法联合处理含有五氯酚的废水时;集瑞环保实验人员观察到在预处理中采用芬顿试剂与只采用H202相比;在后续的生物处理过程中五氯酚的吸收速率显着提高..3.3处理染料废水纺织印染废水的组成非常复杂;多数分子是以苯环为核心的稠环、杂环结构;属于高度稳定且有高致癌性的废水;它难以降解;并含有大量残余的染料和助剂..目前染料废水主要问题是残余染料所产生的色度..染料废水中颜色来源于染料分子的共扼体系;芬顿试剂在酸性条件下生成HO·能够氧化打破这种共扼结构;使之变成无色的有机分子进一步矿化..采用芬顿氧化法对染料废水进行处理具有高效低耗、无二次污染的优势..集瑞环保实验人员研究用芬顿试剂降解直接染料;发现染料分解是由2步反应进行的;第一步反应很快;第二步反应较慢;在反应条件下;30℃和30min内;染料97%可被降解;60min后COD可去除70% 3.4处理染料中间体或染料助剂废水染料中间体废水中常含有大量的蒽醌、萘、苯的各种取代基衍生物;具有COD高、色度高等特点;是目前较难处理的工业废水之一..用芬顿试剂处理此类废水的集瑞环保实验人员研究也在陆续开展;并取得良好效果..研究用芬顿试剂处理B一萘磺酸钠..先用Fecl3;进行混凝处理;后用芬顿试剂氧化..在适宜的条件下;废水的COD和色度去除率分别达到99.6%和95.3%;处理后废水可达到排放标准..3.5处理农药草甘膦废水农药废水是一种难治理的有机化工废水;具有COD高、毒性大、难生物降解等特点..近来针对这点;出现了一些用Fenton法进行处理的研究..集瑞环保实验人员研究用芬顿法与光芬顿法降解2;4-二氯苯氧乙烯2;4-D;探索了反应条件对降解效果的影响..在2;4-D质量浓度为200mg/I;H202质量浓度为200mg/L;Fe2+质量浓度为40200mg/L;pH为3.5的情况下;可在10min内使农药的降解率达到85%;TOC去除率也可达到80%以上..3.6处理焦化废水炼焦废水含有数十种无机和有机化合物;包括氨氮、硫氰化物、硫化物、氰化物、酚、苯胺、苯并比等;其中一些是高致癌物;属于高污染难治理的工业废水..集瑞环保实验人员研究了用芬顿法处理焦化废水..探讨了影响COD去除率的因素;确定了适宜的操作条件..在此条件下;焦化废水COD去除率达88.9%.H202如分3批加人总量不变;COD去除率可提高至92%..集瑞环保实验人员研究了芬顿氧化/混凝协同处理焦化废水经生物处理后的出水..结果表明;经此处理后;出水可达国家二级排放标准..如后续再经生物处理;最后出水将可稳定地达到国家一级排放标准..研究试验中;还通过分析相对分子质量分布和小分子有机物组成;揭示了焦化废水生物处理后出水的物质组成及其在芬顿氧化/混凝协同处理后的污染物变化规律..3.7处理垃圾渗滤液城市垃圾渗滤液是一种组成成分复杂的污水;将会污染地下水;对城市环境构成严重威胁..由于其含有多种有毒有害的难降解有机物;不易用传统的生化法来处理..不同的填埋场的垃圾渗滤液的组成、浓度不同..因此;对垃圾渗滤液的处理效率;集瑞环保实验人员研究主要是从降低COD和去除的混合物中有机物分子量来考察..垃圾渗透液中的应用;进行了用芬顿法处理垃圾渗滤液的中型试验;反应在连续的搅拌发生器中进行;当试剂加入量适当时;COD的去除率可达67.5%;从而提高了可生化性;有利于进一步的处理..由以上对各种废水的研究可知用芬顿试剂处理废水的特点;一是反应启动快;反应在酸性的环境中;常温常压;条件温和；二是不需要设计复杂的反应系统;设备简单、能耗小..集瑞环保实验人员认为芬顿试剂氧化性强;反应过程中可以将污染物彻底地无害化;而且氧化剂H2O:参加反应后的剩余物可以自行分解掉;不留残余;同时也是良好的絮凝剂;效果好..Fenton试剂在处理各种废水的时候;其反应条件差别不大;这就方便了Fenton试剂的工业化应用..4芬顿试剂的工业应用集瑞环保实验人员采用芬顿试剂既可独立地进行处理;直至达标;也可在其他方法如生化法处理前作为预处理方法;或在处理后进行精处理;最终达到排放要求..江苏省某化工厂是一家生产医药中间体的专业化工企业;生产过程中排放的废水含有大量的苯酚、邻硝基甲苯、邻硝基澳苯、邻硝基苯甲醇、邻硝基苯甲醛、邻硝基苯甲酸等硝基苯类副产物;COD、色度值高;pH值为2.5一3.0..根据水质特点;上海集瑞环保公司采用催化氧化芬顿一微电解工艺进行预处理后;再采用复合生化活性污泥法工艺对该类废水进行处理这个工艺流程在实际运用中取得了良好的效果;出水达到污水综合排放标准GB8978-1996中的一级排放标准..处理每立方米废水运行费用约为5.80元;如果处理后废水回用;则处理每立方米废水运行费用约为0.9元..上海集瑞环保目前设计的处理有机高浓度废水的最佳2011组合工艺BCB此工艺采用“复合生化生物氧化Biologicaloxidation1-催化氧化Catalyticoxidation-复合生物氧化BiologicalOxi-Dation2组合工艺”简称BCB组合工艺处理高浓度难降解有机废水..高浓度难降解有机废水首先进行预处理;BCB组合工艺的B1段;通过兼氧水解和生物氧化作用除去其中绝大部分可生物降解的有机物;然后进行C段采用催化氧化Fenton工艺;进行催化氧化处理;改善废水的可生化性;C段出水进入复合生化B2段;再次进行生物氧化..与传统的高浓度难降解废水处理工艺相比;BCB组合工艺可以大幅度减少氧化剂的用量;显着地降低运行成本..这个工艺流程处理山东某石化企业苯酚车间排放的苯酚废水;COD由以前的6000一18000mg/L降到了100mg/L以下;而且氧化剂的用量少;运行费用低;取得了很好的效果..在国外;西班牙的研究者发明了一项改进的Fenton工艺;他们添加了一种助剂;使H2O:能以比较稳定的形式存在;可以减少H2O2的分解;提高H2O2的利用率;从而以一种更经济的形式处理废水..此种工艺的条件是:pH在3-5之间;温度在100125℃之间;在一个密闭搅拌装置里;压力为150200kPa..在2004年;此工艺已经应用于实际生产;有一套每小时处理100t废水的装置;取得了良好的效果;能使COD的去处率达到90%以上..国内应用较少5结论催化氧化Fenton反应是当今最重要的AOP之一;催化氧化Fenton反应在有毒有机污染物处理中有较好的降解效率及较大的应用范围;不管是在实验室研究还是在实际的工业运用中;都有良好的效果..现在国内的大型的化工园区;提倡循环经济的模式;采用单一的污水处理厂来处理该区内所有的有毒废水;希望能达到废水回用的目的..但是依靠单一的生化处理模式处理如此复杂的废水;并不能达到很好的效果;Fenton反应作为一种非常有效的废水预处理手段;既可以在废水处理的中段提高废水的可生化性;又可以在处理系统的末端进行深度处理;再配合其他处理技术以达到中水回用;可以实现循环利用的目标..建议采用：复合生化1—催化氧化-微电解-复合生化2-复合生化3处理达标回用;此工艺特点;运行费用低;处理成本节省等优点..。
全套芬顿详细计算
芬顿试剂投加量计算
COD 1
H2O2 1
FeSO4 0.1
H2O2： Fe1S0O4
质量投加比（g）
32
34
15
2.24
说明：下表黄色框为输入值，绿色框为计算值。
原水浓度
388
mg/l 给定
出水浓度
80
mg/l 给定
COD
去除率
0.79
处理水量
100
% m3/h
给定
去除量
31
20
L/hr
10
%
50
%
40
L/hr
设定 已知，即外购药液浓度
取值 高径比一般取1~1.5 设定
1台 取值 高径比一般取1~1.5
根据计算或实验数据取值 配置浓度，也可是原液浓 度 设定，一般取50%
1开1备 设定 已知，即外购药液浓度
取值 高径比一般取1~1.5 设定
1台 取值 高径比一般取1~1.5
kg/h
0.96
kmol/h
摩尔质量
34
g/mol 给定
质量分数
27.5
%
给定
H2O2
密度
1111 0.96
kg/m3 kmol/h
查前表
投加量
119
kg/h
0.107
m3/h
摩尔质量
152
g/mol 给定
FeSO4
质量分数 密度
23 1121 0.10
% kg/m3 kmol/h
给定 查前表
投加量
药液消耗量 药液投加浓度 计量泵工作负荷 计量泵计算容量
7
天
60
芬顿试剂
芬顿试剂是以亚铁离子(Fe2+)为催化剂用过氧化氢(H2O2)进行化学氧化的废水处理方法。
由亚铁离子与过氧化氢组成的体系，也称芬顿试剂，它能生成强氧化性的羟基自由基，在水溶液中与难降解有机物生成有机自由基使之结构破坏，最终氧化分解。
芬顿氧化法可有效地处理含硝基苯、ABS等有机物的废水以及用于废水的脱色、除恶臭。
一般来说，投加质量比：双氧水：亚铁离子=20：1到1：1。
看你的水样做小试来决定。
使用稀硫酸，在加入芬顿试剂之前先调好pH即可最佳的pH为4附近，因为双氧水和亚铁加入后都多少会使pH降低酸度升高。
通常，双氧水体积=水样体积*1%，硫酸亚铁质量=双氧水体积等重/4克。
相当于1m³废水，加双氧水10Kg，加硫酸亚铁2.5Kg。
COD为150mg/l的情况：取100ml水样，先调ph至3-5，然后加入硫酸亚铁晶体0.25g，之后加入1ml双氧水，待反应一段时间后，加碱调ph至8左右，再取上清液测COD，按质量浓度双氧水：COD=1:1，摩尔浓度Fe2+：H2O2=1:3，先试一下，由于不知是何种废水，具体的处理效果需要据实调整。
不同水质，亚铁跟双氧水的最佳比例是不同的。
这个要做试验确定，你可以先定双氧水的量。
如果要出来到100mg/L以下，估计0.2mL30%的双氧水加入到1L废水中就可以了。
如果60mg/L以下，估计0.4mL30%双氧水加入到1L废水中就可以了。
双氧水加料可以根据实际颜色调整，由初始黑色变成红色，水中（因COD 目前我们无法测量）MA、NMP等含量降低到一定标准后完成，进入下一步。
具体水样废料含量不同，加料改变需据小试确定。
硫酸亚铁芬顿试剂投加顺序与污泥沉降处理芬顿试剂法是针对一些特别难降解的机有污染物如高cod，利用硫酸亚铁和双氧水的强氧化还原性，生成反应强氧化性的羟基自由基，与难降解的有机物生成自由基，最后有效的氧化分解（芬顿（Fenton）试剂反应机理）。
芬顿试剂的处理效果受到废水污染物浓度，反应的pH值，硫酸亚铁与双氧水的比例，双氧水的投加浓度的影响。
芬顿反应(知识讲座)
Fenton试剂的发展及在废水处理中的应用1894年，法国人H,J,HFenton发现采用Fe2++H2O2体系能氧化多种有机物。
后人为纪念他将亚铁盐和过氧化氢的组合称为Fenton试剂，它能有效氧化去除传统废水处理技术无法去除的难降解有机物，其实质是H2O2在Fe2+的催化作用下生成具有高反应活性的羟基自由(•OH)。
•OH可与大多数有机物作用使其降解。
随着研究的深入,又把紫外光(UV)、草酸盐(C2O42-)等引入Fenton试剂中,使其氧化能力大大增强。
从广义上说,Fenton法是利用催化剂、或光辐射、或电化学作用，通过H2O2产生羟基自由基(•OH)处理有机物的技术。
近年来，越来越多的研究者把Fenton试剂同别的处理方法结合起来，如生物处理法、超声波法、混凝法、沉淀法，活性炭法等，从发展历程来看，Fenton法基本上是沿着光化学，电化学和其它方法联用三条路线向前发展的。
1. 标准Fenton法Fenton试剂的实质是二价铁离子(Fe2+)和过氧化氢之间的链反应催化生成OH自由基，具有较强的氧化能力，其氧化电位仅次于氟，高达2.80V，另外, 羟基自由基具有很高的电负性或亲电性,其电子亲和能力达569.3kJ 具有很强的加成反应特性，因而Fenton试剂可无选择氧化水中的大多数有机物，特别适用于生物难降解或一般化学氧化难以凑效的有机废水的氧化处理，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[1]:[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++5H2O 以上反应方程式表达了Fenton试剂所具有的絮凝功能。
fenton介绍PPT
Fenton(芬顿)法简述
1894年，法国科学家Fenton发现，在酸 性条件下，H2O2在Fe2+离子的催化作用 下可有效的将酒石酸氧化。后人将H2O2 和Fe2+命名为Fenton试剂。 1964年Eisenhouser首次使用Fenton试剂 处理苯酚及烷基苯废水，开创了Fenton 试剂在环境污染物处理中应用的先例。
反应机理
体系中反应过程极为复杂，还有一些反应善未发现。
自由基原理：羟基自由基（· OH）具有氧化能力强，对有机物选择性 小，很高的电负性或亲电性，还有加成作用。 絮凝机理：产生铁水络合物，取得好的处理效果不能单纯因为是· OH
操作条件
合适的H2O2与 Fe2+的物质量比：10-290
最适温度：20-40 ℃ 最佳PH ：2.0-4.0 合适的反应时间：90-100min
不同水质的废水的操作条件也不同，应用 时要先进行实验确定最佳操作条件。
类Fention法
普通Fenton法不能充分矿化有机物，对 H2O2的利用率不高,产泥量大。为了进一 步提高进水COD的适用范围，提高反应 效率，发展了类Fention法。
光-Fenton法： 电-Fenton法：
光-Fenton法：
处理效能及应用
进水COD:50-1000mg/L,处理水量：403000m3/d ，氧化池的规模：0.375126m3,COD去除率：50-80%，色度去除 率：80%以上。 该方法具有方便快捷、易于操作的优点， 但多污泥，经济成本较高是它的劣势。 用于去除高色度，可生化性差，含有毒物 质的废水。即可作为废水处理的预处理， 又可作为最终的深度处理。
电-Fenton法
Fenton法氧化技术培训ppt
1.3 芬顿反应的优缺点
缺点：1.Fe2+浓度高，处理后的水可能带有颜色。2.Fe3+与过氧化氢反应降低了过氧化氢的利用率。3.该系统需要将pH调至3-5之间，有一定的局限性。4.芳香族污染物无法被有效分解。5. 铁泥量大，作为废处置，成本高。
二.芬顿法去除污染物的影响因素
反应液的pH值；
Fe2+的浓度；
（2）Fe2+浓度
（3）Fe2+浓度
随着过氧化氢添加量的增加，有机物的氧化效果亦将随之提高，并且过氧化氢的添加浓度不同，则分解反应生成的产物将会有所差异。在过氧化氢浓度越高的情况下，其氧化反应产物更接近于最终产物。当溶液中的过氧化氢浓度过高时，反而会使过氧化氢与有机物竞争羟基自由基，而造成反应速率可能不如预期一样增加。自由基达到稳定浓度所需反应时间随加药量增加而增加。若以连续的方式加入低浓度的过氧化氢，减少因为过氧化氢初始浓度过高所导致的抑制效应，亦可得到较好的氧化效果。
（4）反应温度
反应温度是在小于20℃以下时，其对有机物的氧化速率将会随温度升高而加快。但是，倘若将其反应的温度升高至40-50℃时，其Fenton反应将会可能因为温度过高，进而使过氧化氢自行分解成水与氧 (2H2O2 →2H2O + O2 )，造成Fenton试剂对氧化有机物的反应速率减慢。当过氧化氢浓度超过10-20g/L 时，在其经济与安全的考虑下，应谨慎选择适当的温度。在一般商业应用上，通常将其反应的温度设定在20-40℃之间。
Barbeni等采用芬顿试剂氧化水溶液中的二氯酚和三氯酚，去除效果显著。Topuduri等采用紫外光和氧化相结合方式处理污染的地下水，结果证明99%以上的有机化合物能被破坏直至矿化。陈路平采用紫外协同芬顿试剂氧化分解二级出水残留抗生素，UV/Fenton法深度处理废水中抗生素的最佳工况条件为双氧水28.00mmol/L，铁离子2.44mmol/L，3个15w紫外灯照射强度，酸性条件pH3.6，反应时间56min时，抗生素去除率可以达到86.senhauer首次使用Fenton试剂处理了苯酚废水和烷基苯废水获得成功。1968年,D.F.Bishop研究了Fenton试剂氧化去除城市污水中难降解有机物，结果证明大部分有机物可完全被矿化。日本学者报道了采用H2O2+Fe2+ +曝气系统对甘醇废水进行预处理，然后接活性污泥可除去废水中99%以上的COD。
Fenton试剂法处理高浓难降解有机废水PPT教案
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
高级氧化技术—芬顿试剂氧化
)芬顿试剂氧化—(高级氧化技术正文：高级氧化技术1自由基过程，利定义为可产生大量的?(Advanced Oxidation Processes)OH 高级氧化技术从而破坏油剂分子结构达到氧化去除有机物的用高活性自由基进攻大分子有机物并与之反应，目的，实现高效的氧化处理。
法处理含有羟基有机化合物的废水时存在明显的选择性。
羟基取代基类型、羟基 Fenton法处理效果均存在不同程度的影响。
主链链长及主链的饱和度对Fenton数量、羟基取代位置、;,而一元醇羟基对其有强烈的抑制作用:一元酚羟基对Fenton反应有着促进作用实验结果表明饱和一反应的影响逐渐下降;,随羟基数量的增加其对Fenton当碳原子数相同而羟基数不同时Fenton主链的不饱和度对Fenton则其对反应的抑制作用越明显;元醇主链碳原子个数越多,而对苯环类羟基,脂肪族不饱和羟基化合物的Fenton法处理效果很差反应的影响也是不同的,随主链的增长和羟基数量的增,化合物有着很好的氧化处理效果;链长与醇羟基个数都不同时不同体系中的羟基自 ,表现出良好的氧化降解效果。
加,其对Fenton反应的抑制作用随之下降脉冲式加温对室温下芬顿由基产生量可用来直接判断底物对芬顿试剂的抑制效应及抑制程度。
效果越明显。
且加热频率越大,试剂的氧化效果有着促进作用,2 芬顿试剂机理研究氧化剂尚不清楚过氧化氢与二价铁离子反应到底生成了什么当 Fenton发现芬顿试剂时，在催多年后，有人假设可能反应中产生了经基自由基，由于H2O:具有如此强的氧化能力。
20电子(Fe3+(Fe2+)的存在下，能高效率地分解生成具有强氧化能力和高电负性或亲电子性化剂可以氧化降解水体中的有机污染物，使其最终OH OH ),·亲和能力569.3KJ的经基自由基(·2.73 的氧化电位高达-OH据计算在pH=4的溶液中，等小分子物质。
矿化为C02,H20及无机盐类，其氧化能力在溶液中仅次于氢氟酸。
电芬顿技术研究进展ppt-课件
Fe2+ +H2O2 → Fe3+ + ·OH+OH-
芬顿试剂能有效氧化去除难降解有机物,其实质是H2O2 在Fe2+的 催化作用下生成羟基自由基(·OH )。羟基自由基·OH 具有强氧化 性和很强的亲电加成性能, 可将大多数有机物氧化分解成小分子物 质。
Fenton 法类型
传统Fenton法 -Fenton 法 微波-Fenton法
电-Fenton 法
电-类Fenton法
光-芬顿法
在紫外光条件下，H202会分解，反应式为：
H202+hv→2HO ·
该反应的发生，降低了Fe2+的用量，减少了Fe2+的二次 污染，同时也保持了H202较高的利用率。同时紫外光和 Fe2+对H2O2的催化分解存在协同效应，即紫外光和Fe2+ 共存时H202的分解速率远大于Fe2+或紫外光时H2O2分解 速率的简单加和。
顿反应器和一个Fe(OH)3还原为Fe2+的电 解装置合并成一个反应器。Fe3+借助于
Fe2(SO4)3或Fe(0H)3污泥产生。每次投加 一定量原水，循环泵回流以保证电解槽
内的混合效果；初期运行时，加入浓
Fe2(SO4)3溶液与废水相混合，以满足初 期Fe3+浓度的要求；H2O2通过进料泵连续 投加。反应过程中形成的Fe(OH)3 经过 絮凝和pH调节后可重新使用，系统产生
电解槽内的电极反应如下：
阳极反应：
阴极反应：
Fe-2e-=Fe2+
2H2O-4e-=O2+4H+ 溶液中的反应：
芬顿试剂法
芬顿试剂法
芬顿试剂法是一种常见的化学分析方法，主要用于测定有机物的含量。
该方法以芬顿试剂为氧化剂，将有机物氧化成二氧化碳和水，从而测定有机物的含量。
芬顿试剂是由硫酸和过氧化氢组成的混合溶液，其中过氧化氢起到氧化剂的作用，而硫酸则起到催化剂的作用。
在实验中，将待测有机物与芬顿试剂混合，加热反应，产生二氧化碳和水，通过测量反应后溶液的吸光度，可以计算出有机物的含量。
芬顿试剂法的优点是操作简便，可靠性高，适用范围广，可以测定多种有机物。
但是也有一些限制，如只能测定含有可氧化的官能团的有机物，不能测定无机物和含氮、硫等元素的有机物。
总之，芬顿试剂法在化学分析中具有重要的应用价值，为科研和工业生产提供了有力的支持。
- 1 -。
光-Fenton技术PPT课件
随着H2O2 ／Fe2+投量比的增大，COD去 除率也随之增加，
但H2O2 ／Fe2+投量比大于4:1时，COD 去除率并没有太大
的变化，反而有下降的趋势，这与以下两 个副反应有关，即：
•OH + H2O2 → H2O + HO2• HO2•+•OH → H2O + O2
根据反应方程式，H2O2投加量少时，产 生的•OH也相对少，
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反应机理
Fenton反应体系中总的化学反应方程式：
Fe2++H2O2 H+
Fe3++O2+ •OH
生成的•OH能快速降解多种有机化合物
RH+•OH R•+Fe3+
H2O+R• Fe2+ +产物
这种氧化反应速率极快，在酸性条件下效率最高， 在中性到强碱性条件下效率较低。
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光-Fenton 法氧化垃圾渗滤液中有机物的研究
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渗滤液的定义
渗滤液是指垃圾在堆放和填埋过程中由于雨雪淋 溶、自身发酵、地表水和地下水9/10/18
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1894年，法国科学家Fenton发现，在酸性条件下， H2O2在Fe2+离子的催化作用下可有效的将酒石酸氧化。 后人将H2O2和Fe2+命名为Fenton试剂。
1964年Eisenhouser首次使用Fenton试剂处理苯酚及 烷基苯废水，开创了Fenton试剂在环境污染物处理中 应用的先例。
FENTON降解亚甲基蓝.ppt
（1） （2） （3） （4） （5） （6） （7）
实验原理
反应体系十分复杂，其关键是通过Fe2+在反应中起激发和传 递电子的作用，使链反应可以持续进行直至H2O2耗尽。芬顿试 剂降解有机物一般在酸性条件下进行，pH对降解影响大。
pH过高时，一是随着pH的升高，H2O2的稳定性降低，高pH 会造成H2O2的分解；二是较高的pH对反应（1）的抑制作用，不 利于HO•的产生，式（1）是产生HO•的主要反应；三是Fe2+易形 成Fe(OH)3胶体或Fe2O3•nH2O无定形沉淀，导致体系的催化活性 下降或消失。
找出H2O2的最佳投加量。
选做：亚基甲基蓝降解 – 起始pH 值影响
取4份100mL的亚甲基蓝操作液（50mg/L） 到4个烧杯中，分别调节pH至3，5，7，9之 间；
4个烧杯中分别加入前面实验得出的最佳投加 量的七水硫酸亚铁固体和H2O2 ，搅拌，记录 变色时间；
10分钟、20分钟、30分钟后，各取样2ml， 于665nm波长处比色测定，记录数据。加入 2-5ml的H2SO4（1M）溶液去除黄色氢氧化 铁的干扰；
实验原理
过氧自由基反应的一般过程为：
Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + HO• + OHFe3+ + H2O2 → Fe2+ + HOO• + H+ Fe2+ + HO• → Fe3+ + OHFe3+ + HOO• → Fe2+ + O2 + H+ Fe2+ + HOO• → Fe3+ + HO2HO• + H2O2 → HOO•+ H2O HOO• + H2O2 → HO•+ H2O + O2
芬顿试剂芬顿试剂
芬顿试剂溶液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2 FeSo4.7H2O2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。
高级氧化技术—(芬顿试剂氧化)
高级氧化技术—(芬顿试剂氧化)正文：1 高级氧化技术高级氧化技术(Advanced Oxidation Processes)定义为可产生大量的•OH自由基过程，利用高活性自由基进攻大分子有机物并与之反响，从而破坏油剂分子结构到达氧化去除有机物的目的，实现高效的氧化处理。
Fenton法处理含有羟基有机化合物的废水时存在明显的选择性。
羟基取代基类型、羟基数量、羟基取代位置、主链链长及主链的饱和度对Fenton法处理效果均存在不同程度的影响。
实验结果说明:一元酚羟基对Fenton反响有着促进作用,而一元醇羟基对其有强烈的抑制作用;当碳原子数一样而羟基数不同时,随羟基数量的增加其对Fenton反响的影响逐渐下降;饱和一元醇主链碳原子个数越多,那么其对Fenton反响的抑制作用越明显;主链的不饱和度对Fenton 反响的影响也是不同的,脂肪族不饱和羟基化合物的Fenton法处理效果很差,而对苯环类羟基化合物有着很好的氧化处理效果;链长与醇羟基个数都不同时,随主链的增长和羟基数量的增加,其对Fenton反响的抑制作用随之下降,表现出良好的氧化降解效果。
不同体系中的羟基自由基产生量可用来直接判断底物对芬顿试剂的抑制效应及抑制程度。
脉冲式加温对室温下芬顿试剂的氧化效果有着促进作用,且加热频率越大,效果越明显。
2 芬顿试剂机理研究当 Fenton发现芬顿试剂时，尚不清楚过氧化氢与二价铁离子反响到底生成了什么氧化剂具有如此强的氧化能力。
20多年后，有人假设可能反响中产生了经基自由基，由于H2O:在催化剂Fe3+(Fe2+)的存在下，能高效率地分解生成具有强氧化能力和高电负性或亲电子性(电子亲和能力569.3KJ的经基自由基(·OH ),·OH 可以氧化降解水体中的有机污染物，使其最终矿化为C02,H20及无机盐类等小分子物质。
据计算在pH=4的溶液中，-OH的氧化电位高达2.73 V，其氧化能力在溶液中仅次于氢氟酸。
Fenton试剂
微电解塔规整填料的历史性突破-消除铁碳法板结钝化，持续微电解污水填料活性铁碳床微电解刚开始的效果很理想，特别是处理酸性的有机废水，但运行两个月后，效果急剧下降。
铁碳床纯化板结、铁泥堵塞、污泥量大都是头疼的问题，反冲洗可减缓铁泥堵塞，但解决不了效果下降问题，往往需要更换填料，而在在实际工程中更换填料工作量很大。
“目前的微电解不论是用在哪个水处理方面，都存在上述问题，因此在环保工程应用上基本是行不通，有好多公司宣传得好。
我是92年开始用这方法，证明是行不通了。
为了填装铁屑把人都累蠢了。
”我公司研究所对高浓度污水处理的预处理研究已有多年，经过公司科技人员的不断开发和研究，结合众多不同类型的高浓度污水处理的成功实践经验，开发了一系列高浓度化工污水的治理方法。
高效微电解处理污水工艺应用和微电解新型规整填料的开发就是我公司自主开发的一项新技术，特别是微电解新型规整填料是我公司正在申请中的发明专利。
传统上的微电解工艺所采用的微电解材料一般为铁屑和木碳，使用前要加酸碱活化，使用的过程中很容易钝化板结，又因为铁与碳是物理接触，之间很容易形成隔离层使微电解不能继续进行而失去作用，这导致了频繁地更换微电解材料，不但工作量大成本高还影响废水的处理效果和效率。
另外，传统微电解材料表面积太小也使得废水处理需要很长的时间，这都严重影响了微电解工艺的利用和推广。
在多年探索与众多工程实例中的不断应用试验，开发了以铁屑、碳及其它金属、非金属为主要元素，并按一定的比例进行混合成型，烧结成规整化填料，具有持续高活性铁床优点，在处理高浓度污水中有以下特点：1、解决了微电解污水处理工艺填料板结、钝化、活化，更换的难题，并具有持续高活性铁床优点。
同比传统铁碳填料，损耗量降低了60%以上，同时处理产生的污泥量减少了50%以上。
该技术各单元可作为单独处理方法使用，又可作为生物处理的前处理工艺，利于污泥的沉降和生物挂膜。
2、内电解阴阳极及催化剂通过高温形成架构式合金结构，不会像铁碳混合组配那样容易出现阴阳极分离，影响原电池反应。
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，高达2.80V。
原子氧 另外, HO· 具有很高的
臭氧 具有很强的加成反应特性；
2.42 ,其电子亲和能力达 569.3kJ，
2.07
因而 Fenton试剂可氧化水中的大多数有机物， 特别适用于生物 双氧水 0.87 或一般化学 氧气 0.40 的有机废水的氧化处理。
当pH为
时, Fenton试剂所具有的
Fe2+ + H2O2 3 Fe3+ + H2O2 HO2·+ H2O2
Fe3+ + OH- + HO· ① 2 2+ + HO2·+2H+ ② + Fe HO·+ O2 + H2O ③
常见氧化剂的标准电极电位
氧化剂 氟气 氧化电位 (V/氢标) 3.06
点击查看图片
HO· 具有较强的氧化能力，其氧化电位仅次于 羟基自由基 2.80
点击查看图片
近年来，越来越多的研究者把Fenton试剂同别的处理方
法结合起来，如 ， 、 、 、
。从发展历程来看，Fenton法基本上是沿着
，
和
三条路线向前发展的。
。
Fenton试剂所具有的这种絮凝、沉淀功能是Fenton试剂降 解CODcr的重要组成部分，可以看出利用Fenton试剂处理 废水所取得的处理效果，并不是单纯的因为HO · 的作用， 这种絮凝、沉降功能同样起到了 。
即用F2+与H2O2的组合试剂，去除水中难降解有机废物的方法。
普通Fenton法在黑暗中就能破坏有机物，具有设备
的优点，但其存在两个致命的 ：
不能充分矿化有机物，初始物质部分转化为某些中间产物， 可能会对环境造成的更大危害； H2O2的利用率不高，致使处理成本很高。
把光引进Fenton试剂可以克服普通Fenton试剂的缺点，也称为
Fe3+和Fe2+能保持良好的循环反应, 提高了普通fenton法的效率； 光助Fenton法，UV/Fenton法。 紫外光和Fe2+对H2O2催化分解存在协同效应，加速了H2O2 分解 产生HO · 的速率； 使有机物矿化程度更充分； Fe3+ + H2O2 + hv
Fe2+ + H+ +但UV/Fenton法只适宜于
处理中低浓度的有机废水，反应装置复杂，处理费用高。
H2O2 + hv
2HO·
RH + hv
降解产物
电fenton法实质是把用电化学法产生的Fe2+与H2O2作
为Fenton试剂的持续来源。在酸性溶液中, 在电极上通直 流电时, 首先O2在阴极通过还原反应产生H2O2, H2O2与溶 液中的Fe2+生成HO· 和Fe3+,Fe2+可以在阴极上被还原再生 成Fe3+;另外,以Fe作为阳极, Fe2+可以直接由阳极氧化溶解 产生。
1894年，法国人Fenton发现采用Fe2+与H2O2体系能氧化多
种 有 机 物 。 后 人 为 纪 念他 将 亚 铁 盐和 过 氧 化 氢的 组 合 称 为
Fenton试剂，它能有效氧化去除传统废水处理技术无法去除的 难降解有机物。 其 是H2O2在Fe2+的催化作用下生成具有高反应活性 的羟基自由基(HO•)。