Fe_2_NaClO深度处理焦化废水的研究
铁碳微电解联合过硫酸盐深度处理造纸废水的研究
铁碳微电解联合过硫酸盐深度处理造纸废水的研究用铁碳微电解联合过硫酸盐深度处理造纸废水，考察了反应时间、初始pH、铁碳质量比、铁碳总投加量、过硫酸盐（PS）投加量等因素对处理效果的影响，并对不同体系下的废水处理效果进行比较。
结果表明：铁碳微电解联合过硫酸盐工艺能够有效深度处理造纸废水，在反应时间为150min、pH=5、m（Fe0）：m（AC）=2：3、铁碳总投加量为0.15g、PS投加量为7.5mmol/L的条件下，COD和色度去除率分别在63%、95%左右，出水水质满足造纸工业排放标准要求（GB3544—2023）。
制浆造纸废水成分复杂、排放量大、处理困难，经一级物化和二级生化处理后，仍存在COD高、色度深、难以达标排放等问题，需进一步处理，即三级处理或深度处理。
常见的深度处理方法有物化法、生化法和高级氧化法。
其中高级氧化法因氧化能力强、反应彻底、反应时间短、占地面积小而得到广泛应用。
基于硫酸根自由基(SO4-·)的高级氧化技术近年来得到快速发展。
过硫酸盐(PS)经过UV、超声、热及过渡金属等活化后能够产生有极强氧化能力的SO4-·。
零价铁(Fe0)活化PS是近年来的研究热点。
万小娇等用Fe0活化PS深度处理垃圾渗滤液膜浓缩液，在pH3、温度45℃、n(K2S2O8):n(Fe0)10条件下，COD去除率稳定保持在80%以上。
X.Y.Wei等用零价铁活化过硫酸盐去除水中的苯达松，初始pH(≤7)条件下，零价铁为4.477mmol/L、PS为0.262mmol/L时，0.021mmol/L 的苯达松全部降解完全。
但有研究表明，Fe0剂量低时会降低体系的氧化效率。
且Fe0极易被氧化，在表面形成一层“氧化膜”，阻止反应进一步进行。
铁碳微电解是一种广泛用于染料废水、石化废水、垃圾渗滤液、医药废水与焦化废水的处理技术，其原理是基于原电池的氧化还原反应，铁阳极为电化学腐蚀提供电子。
当铁、活性炭与废水接触时形成大量微观原电池。
焦化废水深度处理及回用研究进展
焦化废水深度处理及回用研究进展焦化废水深度处理及回用研究进展摘要：根据国家《炼焦化学工业污染排放标准》（GB 16171-2012）焦化废水通过常规的生化处理已经很难满足新的排放要求，因此对其进行深度的处理和适度的回用是必然发展方向。
但是焦化废水中含有大量的难处理污染物，选择技术可行、经济合理的处理工艺显得尤为重要。
本文着重研究了焦化废水的深度处理工艺，通过对各种处理工艺的分析，阐述当前焦化废水深度处理的发展现状。
关键词：焦化废水；深度处理；回收利用中图分类号：X703文献标识码： A前言目前我国已经对焦化工业采用取了干熄焦技术，导致了焦化废水无法像过去一样回用于湿法熄焦。
而新版《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171-2012)对于焦化行业的废水排放又有着更加严格的标准限制使得我国很多焦化厂都存在着焦化废水该如何进一步处理的问题。
通过合理的深度处理工艺将焦化废水回收利用于循环冷却水的补水，这样不仅仅可以减少企业对环境和水资源的污染，还可以为企业节省大量的水力资源。
但是焦化废水中含有大量的有机物包括苯酚等有害物质同时存在硬度高、含盐量高等特点，因此进行处理的过程中存在一定的问题和困难。
焦化废水的特点和回用的方法现有焦化废水的特点焦化废水中不仅仅含有大量的氨、氰、苯酚等有毒害的物质，能被直接生化的物质也较少，而且在焦化废水中还存在其他的如油类、高盐量和氯离子等污染物质。
即使是在传统的生化和沉淀处理之后，焦化废水中依然还有较高量的有机物和硬度等污染物。
经过常规生化和沉淀工艺处理之后焦化废水其典型的水质情况为，CODCr在150~200 mg/L之间，BOD510~20 mg/L之间，油3~5 mg/L，氨氮15~20 mg/L之间，TDS 1 500~2000mg/L之间，氯离子在250~500mg/L之间。
不同焦化厂的生产条件、生化处理工艺和稀释水质的条件都不相同，在生产的过程中产生的水质也不相同。
《2024年焦化废水(液)物化处理技术研究》范文
《焦化废水（液）物化处理技术研究》篇一一、引言焦化废水（液）是一种高浓度、难处理的工业废水，含有大量的有机物、氨氮、酚类等有害物质，对环境和人类健康造成严重威胁。
因此，焦化废水（液）的处理技术一直是环保领域研究的热点。
物化处理技术因其高效、稳定的特点在焦化废水（液）处理中得到了广泛应用。
本文将就焦化废水（液）物化处理技术的研究进行详细探讨。
二、焦化废水（液）的特性焦化废水（液）的成分复杂，含有大量的有机物、重金属、硫化物等污染物。
其中，有机物主要包括苯系物、酚类、油类等，这些物质具有较高的毒性和难降解性。
此外，焦化废水（液）的pH值、色度、浊度等指标也较高，对环境和生物造成严重影响。
因此，焦化废水（液）的处理需要采用高效、稳定的技术手段。
三、物化处理技术物化处理技术是一种通过物理和化学手段对废水进行净化的技术。
在焦化废水（液）的处理中，常用的物化处理技术包括吸附、氧化、沉淀、膜分离等。
1. 吸附技术吸附技术是利用吸附剂对废水中的有机物进行吸附，从而达到净化水质的目的。
常用的吸附剂包括活性炭、分子筛等。
在焦化废水（液）的处理中，吸附技术可以有效地去除废水中的有机物、色度等污染物。
2. 氧化技术氧化技术是利用氧化剂将废水中的有机物氧化为无害或低害的物质。
常用的氧化剂包括臭氧、过氧化氢等。
在焦化废水（液）的处理中，氧化技术可以有效地降低废水中的有机物含量，提高废水的可生化性。
3. 沉淀技术沉淀技术是利用化学反应使废水中的悬浮物和胶体物质沉淀，从而达到净化水质的目的。
在焦化废水（液）的处理中，可以通过调节废水的pH值、加入混凝剂等方式实现沉淀。
4. 膜分离技术膜分离技术是利用不同孔径的膜对废水进行过滤，从而实现废水的净化和分离。
常用的膜分离技术包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等。
在焦化废水（液）的处理中，膜分离技术可以有效地去除废水中的有机物、重金属等污染物。
四、物化处理技术的综合应用在实际应用中，针对焦化废水（液）的特性和处理要求，通常需要综合应用多种物化处理技术。
Fe 2+／HClO处理乐果废水的研究
２０ ０ ８年 ｌ Ｏ月
张志华． ｅ Ｈ Ｉ Ｆ 舢／ ＣＯ处理乐果 废水 的研究
３ ９
２ ２ 振 荡 时 间对 乐果去 除率 的影 响 ．
取 ５份 ５ ｇＬ的乐 果模 拟废 水 １０ｍＬ 调 ０ｍ ／ ０ ，
液测定剩余 乐果含 量， 计算去除率， 结果见图 ４ 。 由图 ４可 知 ， ａ Ｉ 用 量 为 １０ｍ Ｎ ＣＯ的 ． Ｌ时 ， 果 的 乐 去除率为 ８． ％ ； ８５ 之后 ， 随着 Ｎ ＣＯ用量的增加 ， ａＩ 乐果的去除率变化不大。从经济的角度考虑 ，． １０
摘 要 利用次氯酸 钠在 酸性条 件下 生成 的次氯 酸代替 Ｆ ｎ ｎ试 剂 中的氧化 剂 Ｈ Ｏ ， ｅｔ ｏ 与
Ｆ 共同作用对乐果模拟废水进行氧化处理 。研究结果表明 ， ｅ 此方法处理乐果废水的效果 明显 ， 在 ｐ Ｈ值为 ２Ｎ ＣＯ与 Ｆ Ｓ ７ 、ａＩ ｅＯ ・Ｈ Ｏ的投加量分别为 １ Ｌ Ｌ和２ ５ｇＬ 振荡 氧化 ３ ｉ Ｏｍ ／ ． ／ 、 ０ｒｎ的条件下 ， ａ 对初始浓度小于 ２ ／ ０ｍｇＬ的乐果废水 ， 去除率大于 ９ ％ ， ０ 剩余乐果的浓度小 于２ｍ ／ ， ｇ Ｌ 达到了我国
除率最高， ７ ％。体系酸性太强或太弱都不利 为 ０
于乐果的降解 。这是 因为 Ｈ １ Ｃ０很不稳定 ， 在强 酸性下容易分解挥发 ， 从而降低 了利用率 ； ｐ 而 Ｈ 值达到一定值后， 随着 ｐ Ｈ值的增加 ， 溶液中加入
的 Ｎ Ｃ０难 以完 全 转 化 为 Ｈ １ 导致 处 理 效 果 ａ１ Ｃ０， 下 降 。
Ｆｎ ｎ ｅｔ 试剂氧化能力强 ， ｏ 氧化速率高， 已经在废
水处理中得到了广泛的应用 。Ｆｎｏ Ｊ ｅｔ ｎ试剂也可用
于农药废水的预处理， 由于 ＨＯ 价格昂贵， 但 使用 量大， Ｆｎ ｎ 导致 ｅｔ 试剂处理废水成本高昂。 ｏ
焦化废水处理方法及方案
焦化废水是煤在高温干馏过程中以及煤气净化、化学产品精制过程中形成的废水，其中具有酚、氨氮、氰、苯、吡啶、吲哚和喹啉等几十种污染物，成分复杂，污染物浓度高、色度高、毒性大，性质非常稳定，是一种典型的难降解有机废水。
它的超标排放对人类、水产、农作物都构成了很大危害。
如何改善和解决焦化废水对环境的污染问题，已成为摆在人们面前的一个迫切需要解决的课题。
目前焦化废水一般按常规方法先进行预解决，然后进行生物脱酚二次解决。
但是，焦化废水经上述解决后，外排废水中氰化物、COD及氨氮等指标仍然很难达标。
针对这种状况，近年来国内外学者开展了大量的研究工作，找到了许多比较有效的焦化废水治理技术。
这些方法大体分为生物法、化学法、物化法和循环运用等4类。
1 生物解决法生物解决法是运用微生物氧化分解废水中有机物的方法，常作为焦化废水解决系统中的二级解决。
目前，活性污泥法是一种应用最广泛的焦化废水好氧生物解决技术。
这种方法是让生物絮凝体及活性污泥与废水中的有机物充足接触；溶解性的有机物被细胞所吸取和吸附，并最终氧化为最终产物（重要是CO2）。
非溶解性有机物先被转化为溶解性有机物，然后被代谢和运用[1]。
基本流程如图1所示。
图1 生物解决法基本流程但是采用该技术，出水中的CODCr、BOD5、NH3-N等污染物指标均难于达标，特别是对NH3-N污染物，几乎没有降解作用。
近年来，人们从微生物、反映器及工艺流程几方面着手，研究开发了生物强化技术：生物流化床，固定化生物解决技术及生物脱氮技术等。
这些技术的发展使得大多数有机物质实现了生物降解解决，出水水质得到了很大改善，使得生物解决技术成为一项很有发展前景的废水解决技术。
合肥钢铁集团公司焦化厂、安阳钢铁公司焦化厂、昆明焦化制气厂采用A/O（缺氧/好氧）法生物脱氮工艺，运营结果表白该工艺运营稳定可靠，废水解决效果良好，但是解决设施规模大，投资费用高。
上海宝钢焦化厂将原有的A/O生物脱氮工艺改为A/OO工艺，污水解决效果优于A/O工艺[2]，运营成本有所减少，效果明显。
焦化废水深度处理技术研究
焦化废水深度处理技术研究目录一、内容概述 (3)1. 研究背景与意义 (3)2. 国内外研究现状 (4)二、焦化废水特性分析 (5)1. 废水成分 (6)2. 废水水质特点 (7)3. 废水处理难点 (8)三、焦化废水深度处理技术原理 (9)1. 深度处理技术分类 (11)1.1 物理法 (12)1.2 化学法 (13)1.3 生物法 (14)2. 各类技术优缺点分析 (15)四、物理法深度处理技术 (16)1. 沉淀技术 (18)1.1 普通沉淀池 (19)1.2 高效沉淀池 (20)2. 过滤技术 (21)2.1 普通砂滤器 (22)2.2 超滤膜 (23)3. 热交换技术 (24)五、化学法深度处理技术 (25)1. 化学沉淀法 (26)2. 化学氧化还原法 (27)3. 化学还原法 (29)六、生物法深度处理技术 (30)1. 厌氧处理技术 (31)2. 活性污泥法 (32)3. 生物膜法 (34)七、组合工艺深度处理技术 (35)1. 物理-化学组合工艺 (36)2. 化学-生物组合工艺 (38)3. 生物-物理组合工艺 (39)八、焦化废水深度处理工程实例 (40)1. 工程背景介绍 (41)2. 工程技术方案设计 (43)3. 工程实施效果评估 (44)九、结论与展望 (45)1. 研究成果总结 (46)2. 存在问题与不足 (47)3. 未来发展趋势与展望 (48)一、内容概述随着国家对环境保护要求的不断提高，焦化废水深度处理技术的研究和应用日益受到重视。
焦化废水是指在焦化生产过程中产生的含有有毒有害物质的废水，其中含有大量的苯、酚、氰化物等有害物质，对环境和人体健康造成严重污染。
对焦化废水进行深度处理，降低污染物浓度，减少对环境的影响，已成为当前环保领域亟待解决的问题。
本文档旨在研究焦化废水深度处理技术，通过对现有技术的分析和对比，提出一种适合我国实际情况的焦化废水深度处理方法。
采用Fe 2+／NaClO处理乐果废水的研究
环 境 科 技
Ｅｎ ｉ ｎ ｎ ａ ｃ ｅ ｃ ｎ ｅ ｈ ｏ ｏ ｙ ｖ ｒ ｍｅ ｔ ｌＳ ｉ ｎ ｅ ａ ｄ Ｔ ｃ ｎ ｌ ｇ ｏ
Ｖｏ ．３ Ｎｏ １ Ｉ ２ ． Ｆ ｂ２ １ ｅ ．０ ０
采 用 Ｆ ＺＮ Ｃ ０处 理 乐 果 废 水 的研 究 ｅ／ ａ １ ＋
果 的 处理 率 大 于 ８ ． ％。 ８０ ９
关键 词 ： Ｆ ａ １ 乐 果 ； 废 水 处 理 ｅ Ｃ ０；
中图分类号： ７ Ｘ
文献标识码： Ａ
文 章 编 号 ： １７ — ８ ９ ２ １ ） １０ ４ — ３ ６ ４ ４ ２ （０ ０ ０ —０ ３ ０
Ｓ ｕｄｙ ｏｎ Ｔｒ ａｔ ｅ ｍ ｅ ｈｏ ｅ Ｗ ａ ｔ ｗａ ｅ ｙ Ｆｅ ， Ｃｌ ｔ ｅ ｍ ｎｔｏｆＤｉ ｔ ａｔ ｓ ｅ ｔ ｒ ｂ Ｎａ ｏ
胡 玲 ． 杨 嘉 谟
４ ０７ ） ３０ ３
（ 汉 工 程 大 学 环 境 与 城 市 建 设 学 院 ， 湖 北 武 汉 武
摘 要 ： 研 究 了利 用 Ｎ Ｃ ０在 酸 性 条件 下 生成 的 ＨＣ ０代 替 Ｆ ｎ０ ａ１ １ ｅ ｔｎ试 剂 中的氧 化 剂 Ｈ ０ ，在 Ｆ ２ ２ ｅ 的作 用 下对 乐果模 ＋
ＨＵ Ｌｎ ． ＹＡＮＧ Ｊａ ｎｏ ｉｇ ｉ—
Ａｂ ｔ ａ ｔ ｓｒ ｃ ： Ｔ ｉ ｓｕ ｙ ｕ ｅ Ｃ ０ ｔ ｒｄ ｃ １ ｎ ｔ ｅ ａ ｉｉ ｏｕ ｉｎ ｒ ｐ ａ ｉ ｇ Ｈ２ ｎ ｔ ｅ ｆ ｎｏ ｅ ｇ ｎ ｏ ｔ ａ ｈ ｓ ｔ ｄ ｓ ｄ Ｎａ １ ｏ ｐ ｏ ｕ ｅ ＨＣ ０ ｉ ｈ ｃ ｄ ｃ ｓ ｌｔ ， ｅ ｌｃ ｎ ０２ｉ ｈ ｅ ｔｎ ｒ ａ ｅ ｔ ｔ ｒ ｔ ｏ ｅ ｄ ｍｅｈ ａｅ ｗ ｓｅ ｔ ｒ ｔ ｘｓ ｆＦ 。 ｈ ｅ ｕ ｔ ｈ ｗ ｄ ｔ ａ ｈ ｓ ｆＦ 。 ａ １ ｎ ｔ ａｉ ｇ ｄ ｍｅｈ ａｅ ｗａ ｔｗａｅ ａ ｉ ｔ ｏ ｔ ａ ｔｗａｅ ｈ ｅ ｉｔ ｅ Ｔ ｅ ｒ ｓ ｌ ｓ ｏ ｅ ｈ ｔ ｅ ｕ ｅ ｏ ｅ Ｃ ０ ｉ ｒ ｔ ｉ ｔ ｏ ｔ ｓ ｅ ｔｒｃ ｎ ｗｉ ｏ ｓ ｔ ｅ ｎ ｍａ ｅ ａ ｇ ｏ ｆ ｃ ． ｈ ｅ ｔｒ ａ ｔ ｎ ｃ ｎ ｉ ｏ ｓｗｅ ｅ ｓ ｔ ｅ ｓ ｆｌ ｗｓ ｈ Ｈ ａ ，ｔｅ ｓ ａ ｉ ｇ ｔ ｓ ３ ｎ ｔ ｅ ｋ ｏ ｄ ｅｆ ｔ Ｔ ｅ ｂ ｓ ｅ ｃ ｉ ｏ ｄ ｔ ｎ ｒ ｅｔ ｄ ａ ｏｌ ：ｔ ｅ ｐ ｗ ｓ ２ ｈ ｈ ｋ ｎ ｉ ｗａ ０ ｍｉ ， ｈ ｅ ｏ ｉ ｌ ｏ ｍｅ ｄ ｓ ｇ ｆＦ Ｓ 。 Ｈ２ ｎ Ｃ ０ ｒ ． ｇ ｎ ０ ｍ【 ｒ ｓ ｅ ｔ ｅｙ Ｗ ｈ ｎ ｔ ｅ ｃ ｎ ｉｔｎ ｙ ｗａ ｏ ｒｔａ ３ ｍｇＬ ｔ ｅ ｏ ａ ｅ ｏ ｅ ０４７ ０ ａ ｄ Ｎａ １ ｗｅｅ ２５ ／ ａ ｄ １ 几 ｅ ｐ ｃｉ ｌ ． Ｌ ｖ ｅ ｈ ｏ ｓｓｅ ｃ ｓｌｗｅ ｈ ｎ ５ ／ ． ｈ ｒ ｍｏ ａ ａｅ ｏ ｉ ｔｏ ｔ ｎ ｗａ ｔｗａｅ ａ ｉ ｈ ｒｔ ａ ８ ９ ％． ｅ ｖ ｌ ｔ ｆ ｍｅｈ ａ ｅ ｉ ｓ ｅ ｔｒｗ ｓ ｈｇ ｅ ｎ ８ ．Ｏ ｒ ｄ ｈ
二氧化氯处理含铁氰化物废水的研究
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它们 反 应 ， 剧 毒 的氰 离子 游 离 出来 ， 而对 环 境产 氧化 氯 的 制 备 采 用 硫 磺一 酸 钠 法 ¨ 所 得 二 氧 化 使 从 氯 ，
生严 重 的影 响 。 氯水 溶 液配 制成 ０ ０ ｏ Ｌ的浓 度 ， 入 棕 色 试 剂 ．２ ｍ ｌ ／ 装 对含 游 离 氰 化 物 的 废 水 的 处 理 已 有 很 多 报 瓶 中备 用 。
１ ２期
施
阳 等 ： 氧 化 氯 处 理 含 铁 氰 化 物废 水 的研 究 二
５ ７
１０ ０ １ ０ ０ ｍ ｌＬ的溶 液 来 模 拟 含 铁 氰 化 物 的 的 助 剂 。 ．、 ． 、 ．１ｍ ｏ ／ 工业 废 水 。实 验 时取 １０ ｍ ０ Ｌ所 需 溶 液 放 入 ２ ０ ｍ ２ ２ 焦磷 酸钠 加 入量 对 二氧 化 氯 氧化铁 氰 化物 的 ５ Ｌ ． 的烧 杯 中 ， 入 助 剂 ， 节 到所 需 ｐ 加 调 Ｈ值 ， 热 到 一 加 效 果 的 影响 定 温度 ， 后 在搅 拌 下加 入 二 氧化 氯溶 液 ， 然 反应 达 设 焦 磷 酸钠 的加入 量对 二 氧化 氯 处理 铁氰 化 物 的 计 时 间后加 入 亚 硫 酸 钠 冻 结 反 应 ， 然后 测 量 反 应 液 影 响见 表 ２ 。从 表 ２可 见 ， 的 氧 化 率 随焦 磷 酸 钠 氰 体积 ， 检测 ｒ （ Ｎ） 或 ｃ 的 含 量 。根 据 所 得 数 加 入量 的增 加 而 升高 ， 达 到一 定数 量 以后 ， ｅｃ Ｎ一 但 再增 加 氧 据计算 出反应 液 中 Ｆ （ Ｎ ２ ｅ Ｃ ）一或 Ｃ 一 Ｎ 的总量 和氧 焦 磷酸 钠 的投 入 量 ， 化 率 不 再增 高 。这 是 因为 在
二氧化氯处理高浓度含氰、含酚废水研究的开题报告
1.研究高浓度含氰、含酚废水处理的最佳方案；
2.确定二氧化氯处理废水的最适条件；
3.探究其处理机理，揭示接触氧化法处理废水的原理；
4.经过处理后，废水各项指标达到国家标准；
5.探究含氰、含酚废水的处理方法，为工业废水治理提供新思路和方法。
6.发表高水平学术论文，提高本研究的影响力。
二、研究目的
本研究旨在探究二氧化氯处理高浓度含氰、含酚废水的效果及机理，为工业废水治理提供技术支持和方法借鉴。
三、研究内容
1.对含氰、含酚废水的现状进行调查和研究；
2.研究二氧化氯处理含氰、含酚废水的最适条件；
3.探究其处理机理；
4.对处理后的废水进行化学分析和环境评价；
5.撰写论文，进行成果总结。
四、研究方法
1.了解含氰、含酚废水的成分和性质，确定处理方案；
2.进行实验室模拟试验，研究二氧化氯处理废水的最适条件；
3.接触氧化法处理含氰、含酚废水的机理。
4.对处理后的废水进行化学分析和环境评价，确定处理效果；
5.通过实验数据分析，总结研究成果。
五、研究意义
本研究对于含氰、含酚废水的高效、安全处理提供了新的思路和方法。通过探究二氧化氯处理含氰、含酚废水的效果及机理，为工业界提供了一种有效的废水处理技术。同时，研究结果可以为其他工业废水的治理提供可行性参考。
二氧化氯处理高浓度含氰、含工业生产的必然产物，随着工业化进程的加快，废水的排放问题也越来越受到重视。其中，高浓度含氰、含酚废水的处理一直是工业废水处理的难点，因为氰化物和酚类物质对环境和人体健康都有很大的危害。因此，如何高效、安全地处理含氰、含酚废水是工业界和科研界一直在探索的问题。
《2024年焦化废水(液)物化处理技术研究》范文
《焦化废水（液）物化处理技术研究》篇一一、引言焦化废水（液）是焦化工业生产过程中产生的一种高浓度、高难度的工业废水。
由于含有大量的有毒有害物质，如酚类、氮、硫等化合物，焦化废水对环境和人类健康造成了严重危害。
因此，研究并实施有效的物化处理技术是保护环境和推动焦化工业可持续发展的重要手段。
本文将对物化处理技术的理论及技术展开分析研究，探讨其在焦化废水处理中的优势和应用前景。
二、焦化废水（液）的特点及危害焦化废水（液）的特点主要表现为高浓度、高毒性、高色度等特性。
其中含有大量的酚类、氮、硫等化合物，这些物质对环境中的生物具有强烈的毒性和致癌性，对水体生态系统和人类健康构成严重威胁。
此外，焦化废水的处理难度大，单一的处理方法往往难以达到理想的处理效果。
三、物化处理技术概述物化处理技术是一种结合物理和化学原理的废水处理方法，包括吸附法、混凝沉淀法、膜分离法等。
这些方法在焦化废水处理中具有显著的优势，如操作简便、处理效果好等。
物化处理技术可以有效地去除焦化废水中的有毒有害物质，降低废水的色度和浊度，提高废水的可生化性。
四、物化处理技术的具体应用1. 吸附法：吸附法是一种利用多孔性固体物质（如活性炭）吸附废水中溶解性物质的方法。
该方法对去除焦化废水中的酚类化合物、苯类物质等有机污染物有很好的效果。
同时，吸附法操作简便，无需复杂设备，但需注意活性炭的再生和回收利用问题。
2. 混凝沉淀法：混凝沉淀法是利用混凝剂使焦化废水中的悬浮物和胶体物质发生凝聚，形成较大颗粒后进行沉淀的方法。
该方法可有效去除废水中的悬浮物和浊度，但需注意混凝剂的种类和投加量对处理效果的影响。
3. 膜分离法：膜分离法是利用膜的选择透过性将废水中不同成分进行分离的方法。
在焦化废水处理中，常用的膜分离技术包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等。
这些技术可以有效地去除焦化废水中的离子、有机物和细菌等杂质，达到深度净化废水的目的。
五、物化处理技术的优势与展望物化处理技术在焦化废水处理中具有明显的优势。
新尝试：关于焦化废水中难降解有机物深度处理工艺
新尝试：关于焦化废水中难降解有机物深度处理工艺焦化废水是国内外难以处理的废水之一。
废水中含有大量的酚、油类、萘、吡啶、喹啉、蒽等杂环及多环芳烃等物质。
目前处理焦化废水采用的主要工艺为活性污泥法。
经过活性污泥法处理后的废水，能有效降低废水中的油分、部分有机物、氨氮及总氮等物质。
国家对环保要求的日渐严格，要求企业对焦化废水处理至达标后排放，对于一些水资源缺乏的地方，要求将焦化废水处理至回用标准，回用于企业内部，实现废水的零排放。
而焦化废水中含有大量的大分子难降解有机物，传统的活性污泥法不能有效的去除该部分物质，使得生化出水中仍含有较多的有机物。
导致其出水不能达标排放或回用于企业内部。
因此，针对其中的难降解有机物，需对其进行深度处理。
铁碳微电解技术铁碳微电解技术基于电化学技术原理，利用铁碳微电解催化反应过程中生成的强氧化粒子(•OH、•O2、H2O2等)，与废水中的有机物无选择地快速发生链式反应，进行氧化降解。
当将铁碳填铁屑和碳颗粒浸没在酸性废水中时，由于铁和碳之间的电极电位差，废水中会形成无数个微原电池。
这些细微电池是以电位低的铁成为阴极，电位高的碳做阳极，在含有酸性电解质的水溶液中发生电化学反应。
反应的结果是铁受到腐蚀变成二价的铁离子进入溶液。
对内电解反应器的出水调节pH值到8-9左右，由于铁离子有混凝作用，它与污染物中带微弱负电荷的微粒异性相吸，形成比较稳定的絮凝物(也叫铁泥)而去除。
经微电解后，B/C比升高，将一些难降解的大分子吸附或经铁离子将大分子物质絮凝，从而达到降解部分难降解有机物的目的。
反应中，产生的了初生态的Fe2+和原子H，它们具有高化学活性，能改变废水中许多有机物的结构和特性，使有机物发生断链、开环等作用。
若有曝气，即充氧和防止铁屑板结。
还会发生下面的反应：如果要让铁碳反应效果更明显，一般需要加入定量的过氧化氢(即双氧水H2O2)，酸性废水与铁反应生成亚铁离子，亚铁离子与过氧化氢形成Fenton试剂，生成羟基自由基具有极强的氧化性能，将大部分的难降解的大分子有机物降解形成小分子有机物等。
铁碳微电解处理焦化废水脱色效果
铁碳微电解处理焦化废水脱色效果使用铁碳微电解工艺处理焦化废水后的脱色效果对比焦化废水经除油、吹脱、A/O等工序之后，废水水质多未能达标排放，以上试验是取自于本地某焦化企业生产废水，原水（下图左边水样）水质为COD254.9mg/l，BOD546.143mg/l，经过曝气微电解反应2小时+絮凝沉淀后，出水（上图右边水样）水质为COD134.5mg/l，BOD561.132mg/l。
试验表明：经过铁碳微电解反应后，COD进一步去除，去除率达到47.2%，可生化性显著提高，B/C值由原来的0.18提高到0.45，色度以及气味也有明显改观。
使用铁碳微电解工艺处理焦化废水后的脱色效果对比焦化废水处理铁碳微电解工艺焦化废水属于典型的难处理工业废水，含各种酚类、脂肪族、杂环化合物、氨氮、硫化物以及氰化物，对微生物具有生物致毒性，此外，高含氮也是此类废水的特征之一，相比于传统工艺，利用铁碳微电解工艺TPFC处理焦化废水，具有处理成本低、工艺简单、操作方便、占地面积小，设备投资低等优点。
一、铁碳微电解工艺可预处理脱氮。
传统的脱氮法利用加碱吹脱，来降低后续生化负荷，生化阶段调节回流比达到脱氮效果，操作复杂，成本高，容易造成二次污染。
利用微电解法进行脱氮，通过试验确定最佳PH值范围以及合适的停留时间等基本条件，氨氮去除效率可达到80%以上，且生成的N2不存在二次污染问题，是焦化废水脱氮处理理想选择工艺。
二、铁碳微电解工艺可预处理提高可生化性。
原水进入铁碳微电解反应器，通过曝气微电解工艺，微电解反应产生大量的氧化能力强的OH自由基，能将废水中的难降解有机物进行氧化，变成可生化性较好的有机物，提高废水的可生化性（B/C比可提高0.2-0.4）。
三、铁碳微电解工艺可去除大部分有机物和色度等。
曝气微电解工艺较强的氧化还原性，可使部分有机物氧化为H2、CO2、H2O或OH-，同时生成的三价铁离子在碱性条件下（PH8-9），成为良好的絮凝剂，提过絮凝、吸附等作用，除去废水中的有机物（去除率达到70-80%）和色度（去除率达到90%以上）。
次氯酸钠法深度处理焦化废水
０ 前 言
焦 化废 水主 要来 源 于焦化 厂和 煤气 厂 ，其 有机
Ｃ ａ （ Ｃ Ｉ Ｏ） ２ 、漂 白粉 和 Ｎａ Ｃ １ ０ 等 在溶液 中生成 Ｃ１ ０ 一
进 行氧 化反 应 。主要 反应 公式 如下 ：
Ｃ Ｎ一 ＋ＨＣＩ Ｏ－ － － ＞ Ｃ ＮＣ Ｉ ＋Ｏ ｝ ｛ ＿ （ １ ）
Ｃ ＮＣ Ｉ ＋２ ＯＨ— Ｃ ＮＯ一 ＋Ｃ １ 一 ＋Ｈ２ Ｏ 不 完全 氧化 阶段 可表 示 为 ：
Ｃ Ｎ一 十Ｈ ＣＩ Ｏ＋Ｏ Ｈ一 Ｃ ＮＯ一 ＋ＣＩ 一 十Ｈ， Ｏ
（ ２ ）
（ ３ ）
，
完全 氧化 阶段 Ｈ 一＋ Ｃ１ Ｏ一 ＞２ ＣＯ ，十 Ｎ ，＋ Ｃｌ 一＋ Ｈ Ｏ
ｔ ｉ ａ ａ ｒ
次氯酸 钠法深度处 理焦化废水
上海 浦东煤气制气有限公司 蔡 国光
摘要 ：针对某煤气厂生化处理 出水总氰含量不达标 的问题 ，采用次氯酸钠氧化法对生化处理 出水进行 了深度 处理实验 。考察 了 ｐ Ｈ 值、活性氯浓度、反应时间对废水总氰和化学需氧量（ Ｃ Ｏ Ｄ） 去除率 的影响 ，确定该方 法 的最佳 实验条件 ，并对 次氯酸钠 氧化 法进 行了经济性分析。实验证实 ，次氯酸钠法可实现对总氰 的有效去 除，使出水总氰浓度 低于 ０ ． ３ ｍｇ ／ Ｌ，对工程化实施具有指导意义 。
－ － － －
去 除 ，化 学 需氧 量（ Ｃ Ｏ Ｄ） ￣ Ｉ ： Ｉ 氨 氮 都可 以达 标 排放 ， 但 其 中 的氰 化 物 由于 对 微 生 物 有 抑 制 作 用 及 络 合
态 的 存 在 ，仅 通 过 生 化 处 理 很 难 做 到 稳 定 达 标 排 放 。氰化物 属 于剧 毒物 质 ，若 超标 排放 势 必造成 工
《2024年焦化废水(液)物化处理技术研究》范文
《焦化废水（液）物化处理技术研究》篇一一、引言焦化废水（液）是焦化工业生产过程中产生的一种高浓度、高含盐的有机废水，其处理难度大，对环境造成的污染问题日益突出。
物化处理技术作为焦化废水处理的重要手段之一，具有操作简便、处理效率高、环境友好等优点。
本文旨在探讨焦化废水（液）物化处理技术的现状、研究进展以及未来的发展趋势。
二、焦化废水（液）的物化处理技术概述焦化废水（液）的物化处理技术主要包括物理法、化学法和物理化学法。
其中，物理法包括重力沉降、过滤、吸附等；化学法包括中和、氧化还原等；物理化学法则以离子交换、膜分离等为主。
这些物化处理方法各有优缺点，应根据实际情况选择合适的方法或综合运用多种方法。
三、主要物化处理技术研究1. 重力沉降法：通过重力作用使废水中的悬浮物沉降，达到去除杂质的目的。
该方法简单易行，但处理效果受悬浮物性质和浓度影响较大。
2. 过滤法：利用滤料截留废水中的悬浮颗粒和胶体物质，如砂滤、活性炭吸附等。
该方法可有效去除水中的有机物和重金属离子。
3. 离子交换法：利用离子交换剂与水中的离子进行交换反应，达到去除杂质的目的。
该方法可有效去除水中的硬度离子和重金属离子。
4. 膜分离法：利用不同孔径的膜对废水进行分离和过滤，如微滤、超滤、反渗透等。
该方法具有处理效果好、操作简便等优点，但膜的清洗和维护成本较高。
四、物化处理技术的优化与改进针对焦化废水（液）的特点和物化处理技术的局限性，研究人员不断进行技术优化和改进。
例如，通过优化重力沉降和过滤法的操作条件，提高其处理效率和效果；通过开发新型离子交换剂和膜材料，降低运行成本和维护难度；将多种物化处理方法综合运用，提高废水的处理效果和效率等。
五、物化处理技术的实际应用与效果分析在焦化废水（液）的物化处理中，不同技术手段的组合应用可以取得更好的效果。
例如，结合重力沉降法和过滤法可以有效地去除悬浮物和胶体物质；结合离子交换法和膜分离法可以更有效地去除水中的有机物和重金属离子。
焦化废水回用的深度处理工艺研究
氯 氮 （
Ｔｏ Ｃ
ａ ／） ｒｇ Ｌ
２ ６
Ｏ３ Ｉ
ＣＮ一 ／ １ （ Ｌ ｍｇ
００ ６ Ｏｏ ４ ． ＜ ． ３ ０
拌 下 向其投加浓度 为 １ ％的 Ｐ Ｃ 聚合氯化铝 ） ０ Ａ（ 溶液 ３ Ｌ ｍ， 继续快速搅拌 ｌ ｉ， ｍ ｎ 然后慢速（ ｒ ｉ ４ ／ ｎ左右） 拌 ２ ｉ； 后 ０ｒ ａ 搅 ａ ｒｎ然 在 中速 （０ ｍ ｎ左右 ） １０ｒ ｉ ／ 搅拌 下 向水样 中加入 浓度 为 ０５ Ｌ ． ＃ 的 Ｐ Ｍ（ Ａ 聚丙烯 酰胺 ）ｍＬ 继续 中速搅拌 ２ ｉ ， 置 ３ ｒｎ ９ ， ｍｎ静 ０ ｉ ａ 后， 出水进入 中间水箱 ， 作为下一步二氧化 氯催化氧化实验
代相 对误 差 Ａ１ ．０ ０ 。可见 ， 管两 次迭 代并不 能 － ０ ００ ０４ － ９ 尽 提高 多少精 度 ， 明显感 到手 动设 置 ｎ值 计算 所用的时间 但 长， 而让计算 器 自动设置 ｎ 值的计算结果足以满足工程的精
度要求■
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焦 化废 水 回用 帕深 度 处理 工 艺研 究
王海凤 王海兵 李义久
（ 同济大学
【 摘
上海
２ ０９ 淮河流域水资源保护局 蚌埠 ００２
２３ ０ ） ３０ １
要】 以宝钢焦化厂的二级生化出水为原水， 经过混凝沉淀的预处理， 二氧化氯催化氧化 一 反渗透脱盐法深度处理， 色
４０ ０
Ｏ
催化氧化实验 以下流过滤柱式运行 ， 过滤柱 为有 机玻璃 制造 ， 径 ２ｒ， 直 ｅ 高度 为 １０ｒ， ａ ０ ｅ 催化剂填料层 高度 为 ９ ｅ ａ ０ ｍ，
（ ｇ Ｌ ｎ ／） ａ
数时不能使用常数储存器、 、 四 匝画、 回
高铁酸钠溶液处理焦化废水影响因素研究_刘成伦
第5卷第7期环境工程学报Vol ．5，No ．72011年7月Chinese Journal of Environmental EngineeringJul ．2011高铁酸钠溶液处理焦化废水影响因素研究刘成伦1徐龙君2杜娴1吕华山1（1．重庆大学化学化工学院，重庆400044；2．煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室（重庆大学），重庆400044）摘要采用电化学合成的高铁酸钠溶液直接对焦化废水进行处理，考察了pH 值、高铁投加量和作用时间对废水中污染物去除率的影响。
结果表明，获得最佳去除效果的适宜pH 值为9，废水中各种污染物的脱除率随着高铁投加量的增大而升高；当作用时间为50min 、高铁投加量为41.67mmol /L 时，废水中酚的脱除率可达到74.2%。
研究还发现，处理过程中用硫酸调节适宜pH 值同时可促进（NH 4）2SO 4晶体的析出，既有利于氨氮的去除，又实现了氨氮的回收利用。
关键词高铁酸钠焦化废水氧化作用絮凝作用中图分类号X703文献标识码A文章编号1673-9108（2011）07-1459-04Research on influencing factors in coking wastewater treatmentby sodium ferrite solutionLiu Chenglun 1Xu Longjun 2Du Xian 1LüHuashan 1（1．College of Chemistry and Chemical Engineering ，Chongqing University ，Chongqing 400044，China ；2．State Key Laboratory of Coal Mine Disaster Dynamics and Control ，Chongqing University ，Chongqing 400044，China ）Abstract The work was performed on treating simulating coking wastewater directly using the sodium fer-rate ，which was prepared with electrosynthesis in the NaOH solution．The effects of pH ，ferrate dosage ，reactiontime on phenol ’s degradation ratio of coking wastewater were investigated in this study．The results showed that the disposing effect was the best under the condition of weak alkalinity and the optimum pH value was 9．The re-moval rates of phenol and NH 3-N were improved gradually with the increase of added ferrate．The phenol removal rate reached 74.2%when reaction time was 50min and the dosage of ferrate was 41.67mmol /L．Moreover ，theprecipitation of （NH 4）2SO 4crystal during the adjusting pH process with sulfate acid was beneficial to the removal of NH 3-N．Key words sodium ferrate ；coking wastewater ；oxidation ；flocculation 基金项目：重庆市科技计划攻关资助项目（CSTC ，2004AD7027）收稿日期：2010－03－08；修订日期：2010－06－22作者简介：刘成伦（1963 ），女，博士，教授，主要从事应用化学、废水处理等领域的教学与科研工作。
Fe2+激活过硫酸盐耦合活性炭深度处理焦化废水
中国环境科学 2018,38(4)：1377~1384 China Environmental Science Fe2+激活过硫酸盐耦合活性炭深度处理焦化废水刘美琴,宋秀兰*(太原理工大学环境科学与工程学院,山西省污泥处置与资源化工程技术研究中心,山西太原030024)摘要：采用Fe2+激活过硫酸盐(PS)耦合活性炭处理焦化废水生化出水.在原水TOC为86.4mg/L,色度338倍的条件下,研究PS和Fe2+投加量,初始pH值等因素对处理效果的影响.结果表明:PS和Fe2+投加量分别为1.5和4mmol/L,不调节pH值(8.0),反应60min,色度和TOC去除率可达87.17%和68.16%.经Fe2+/PS体系处理的废水采用A,B两种活性炭进行吸附处理,结果表明: B炭的吸附效果较好,且可去除Fe2+/PS 体系残留的PS. B炭15g/L,反应120min时,出水色度为14倍, TOC 11.86mg/L. Fe2+激活PS氧化法耦合活性炭吸附深度处理焦化废水时,总色度去除率95.86%,总TOC去除率86.27%.对生化出水,Fe2+/PS体系出水和活性炭吸附出水进行三维荧光光谱扫描分析,结果表明: Fe2+/PS体系能氧化分解废水中部分类腐植酸物质,而活性炭吸附则可进一步去除了废水中残留的类腐植酸物质.关键词：Fe2+；过硫酸盐；活性炭；焦化废水生化出水中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2018)04-1377-08Advanced treatment of bio-treated coking wastewater by coupling of ferrous-activated persulfate oxidation and activated carbon adsorption. LIU Mei-qin, SONG Xiu-lan* (Shanxi Engineer Research Center of Sludge Treatment and Resource Recycle, Department of Environmental Science and Engineering, Taiyuan University of Technology, Taiyuan 030024, China). China Environmental Science, 2018,38(4)：1377~1384Abstract：The paper focuses on advanced oxidation process of Fe2+ activated persulfate (PS) coupled with activated carbon adsorption which was originally applied to treat bio-treated coking wastewater. The effects of PS dose, Fe2+ dose and initial pH in Fe2+/PS system on the treatment efficiency of bio-treated coking wastewater were investigated at the TOC concentration of 86.4mg/L and chroma of 338times in raw wastewaters. The results indicated that the removal rates of chroma and TOC were 87.17% and 68.16%, respectively, under the condition of 1.5mmol/L PS, 4mmol/L Fe2+, not adjusted pH value (pH = 8) when reaction time was 60minutes. The advanced adsorption treatment on effluent of Fe2+ /PS system was also carried out by two kinds of granular activated carbon A and B. The results showed that the activated carbon B had remarkable better adsorption performance, which could further eliminate residual persulfate by Fe2+/PS system. When the dose of activated carbon B was 15g/L, and reaction time was 120minutes, the effluent chroma and TOC concentration reached 14times and 11.86mg/L, respectively. After the treatment of Fe2+ activated persulfate oxidation coupled with activated carbon adsorption on biological treated coking wastewater, the total removal rates of chroma and TO C reached 95.86% and 86.27%, respectively. The results of three dimensional fluorescence spectra analysis for bio-treated coking wastewater, Fe2+/PS system effluent, and activated carbon adsorption effluent showed that Fe2+/PS system can decompose humic acid-like compounds in wastewater, and activated carbon adsorption may further remove residual humic acid-like compounds in wastewater.Key words：Fe2+；persulfate；activated carbon；bio-treated coking wastewater焦化废水是一种典型的有毒难降解有机废水,若直接排放,将会对环境和生态系统造成持续性的破坏和影响[1-2].目前焦化废水经A/O、A2/O 等组合处理后的出水中,COD及色度分别大于150mg/L和60倍.不能满足新的炼焦化学工业污染物排放标准[3].焦化废水生化出水仍残留有部分不能被微生物利用的有机物,表现为生物降解方面的惰性[4-5],不适合做进一步的生物处理.过硫酸盐(PS)激活技术是一类新型高级氧收稿日期：2017-09-24基金项目：山西省自然科学基金资助项目(201601D102056)* 责任作者, 副教授, xlsong123@1378 中国环境科学 38卷化技术[6-7].与Fenton法相比,激活PS产生的硫酸根自由基(SO4-·,E0=2.6V)氧化性强于羟基自由基⋅OH.而过渡金属Fe2+在常温(25℃)条件下,可快速激活PS产生SO42-·,氧化有机物[8].其廉价易得,反应体系简单.目前关于PS活化技术的研究大多数仅限于合成废水[9-10],只有少数应用于实际废水中.吸附法作为深度处理焦化废水的方法已得到广泛应用,研究表明吸附法处理焦化废水具有良好的效果,可作为后续的深度处理工艺[11-13].而活性炭作为应用最为广泛的吸附剂来处理废水,具有设备简单、吸附剂可重复利用、损失小、投资省的优点.本文以焦化废水生化出水为研究对象,基于降低其中难生物降解有机污染物进入到环境中所带来危害的目的,采用Fe2+激活PS对焦化废水生化出水进行处理,其出水再经过活性炭吸附处理.研究Fe2+、PS投加量和pH值对焦化废水生化出水处理效果的影响,并比较了两种颗粒活性炭对Fe2+/PS体系出水的处理效果.利用三维荧光光谱仪对Fe2+/PS体系和活性炭吸附处理出水的有机污染物进行分析.本研究可为焦化废水深度处理提供理论依据.1材料与方法1.1焦化废水生化出水的水质实验用水为山西省太原市某焦化厂焦化废水经过A/A/O工艺处理的出水.主要水质指标如表1所示.表1焦化废水生化出水的主要水质指标Table1 Biological treated coking wastewater quality色度(倍数)TOC(mg/L)COD(mg/L)pH值电导率(µS/cm)氯离子(mg/L)338±2 86.4±1 280±5 8.0±0.11400±501250±25 1.2 实验试剂及材料K2S2O8和FeSO4•7H2O,分析纯,纯度≥99.0%.颗粒炭为煤质炭,新华化工厂生产.其中:A 炭粒径2~8mm,比表面积200~300m2/g;B炭粒径为2~6mm,比表面积500~600m2/g. 1.3分析方法pH值采用精密pH酸度计测定,S2O82-浓度采用紫外分光光度法测定[14],TOC采用TOC- V CPH型分析仪测定,色度采用稀释倍数法测定[15], SO42-浓度采用铬酸钡分光光度法测定.1.4实验方法1.4.1Fe2+/PS体系处理焦化废水生化出水在实验中依次加入固态FeSO4⋅7H2O和K2S2O8,然后加入100mＬ焦化废水生化出水于250mL 锥形瓶中,置于常压、恒温(温度为30℃)振荡反应器中振荡反应,振荡速度为150次/min.研究PS浓度(0.5~3.5mmol/L)、Fe2+浓度(2.0~8.0mmol/L)、初始pH值(5、6、7、8、9、10、11)等,对Fe2+激活PS对焦化废水生化出水处理效果的影响.1.4.2颗粒活性炭吸附 Fe2+/PS处理的出水实验采用两种不同的颗粒活性炭A炭和B炭进行吸附试验.在250mL锥形瓶中,分别加入活性炭和100mＬFe2+/PS体系出水,置于恒温(温度为30℃)振荡反应器中振荡反应,振荡速度为150次/min,研究颗粒活性炭对Fe2+/PS体系出水的吸附作用.1.5三维荧光光谱分析焦化废水生化出水,Fe2+/PS体系处理后出水和活性炭吸附出水的水样先经过0.45μm针筒式滤膜(水系,材质为混合纤维素脂),然后稀释到TOC=1.0mg/L,进行三维荧光光谱分析.本实验采用HO RIBA Fluoromax-4荧光光谱仪对处理水样进行测定,激发光源为氙弧灯,激发波长Ex为200~450nm,发射波长Em为250~550nm,狭缝宽度为5nm,得到的荧光光谱数据通过Origin8.0进行处理.通过三维荧光光谱图的前后变化,定性分析Fe2+/PS体系和活性炭吸附对焦化废水生化出水中有机物的去除效果.2结果与讨论2.1PS投加量的影响在温度30℃,不调节pH值,FeSO4.7H2O投加量为7mmol/L的条件下,PS投加量分别为0.5, 1.0,1.5,2.0,2.5,3.0mmol/L,研究PS投加量对Fe2+/ PS系统中焦化废水生化出水处理效果的影响,结4期刘美琴等：Fe 2+ 激活过硫酸盐耦合活性炭深度处理焦化废水 1379果如图1所示.从图1可以看出,水样的色度,TOC 都有明显的去除.随着PS 投加量从0.5mmol/L 增加到 1.5mmol/L,色度去除率增加缓慢,在1.5mmol/L 处达到最大值,为86.81%;而TOC 去除率显著上升,在1.5mmol/L 处达到最大值67.49%;继续增加PS 投加量到3.5mmol/L,反应后的水样的色度去除率逐渐减小,TOC 的去除率呈现相同趋势,分别降低为79.67%和63.84%.由此可以看出增加PS 的投加量,可以提高废水中色度和TOC 的去除率[式(1)],但是当PS 的投加量超过一定值,TOC 去除率出现缓慢下降的情况,这主要是因为PS 本身也是SO 4-·的淬灭剂[式(2)],PS 会和废水中有机污染物竞争硫酸根自由基,且大量的SO 4-·会发生自我淬灭反应[式(3)],过量PS 也会使废水的pH 值降低(表2),过低的pH 值不利于水中有机物的降解,所以并不能提高焦化废水生化出水中有机物的降解率[16-17].因此后续实验的PS 投加量采用1.5mmol/L.0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.03.54.0PS 投加量(mmol/L) 色度(倍数)78808284 8688 色度去除率(%)0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.03.54.0PS 投加量(mmol/L)T O C 浓度(m g /L )586062 64 66 68 70T O C 去除率(%)图1 PS 投加量对焦化废水生化出水处理效果的影响Fig.1 Effects of PS dose on the removal of TOC and color in bio -treated coking wastewater in Fe 2+/PS systemFe 2+ + S 2O 82- →Fe 3+ + SO 42- +SO 4-⋅ (1)S O 4-·+ S 2O 82-→SO 42-+ S 2O 8-· (2)SO 4-·+ SO 4-·→S 2O 82- (3) 表2 PS 投加量对Fe 2+/PS 体系出水pH 值的影响 Table 2 The effects of PS dose on the pH value of Fe 2+/PSsystem effluent PS 投加量(mmol/L) 项目0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 Fe 2+/PS 体系出水pH 值 4.1 3.5 3.0 2.4 2.2 2.1 2.02.2 Fe 2+投加量的影响1234567894042444648505254Fe 2+投加量(mmol/L)色度(倍数)84.084.585.0 85.5 86.0 86.5 87.0 87.5 色度去除率(%)12345678926283032343638Fe 2+投加量(mmol/L)T O C 浓度(m g /L )56 58 60 62 64 66 68 70 T O C 去除率(%)图2 Fe 2+投加量对焦化废水生化出水处理效果的影响 Fig.2 Effects of Fe 2+ dose on the removal of TOC and color in bio -treated coking wastewater in Fe 2+/PS system在温度30℃,不调节pH 值,PS 投加量为1.5mmol/L 的条件下,FeSO 4·7H 2O 投加量分别为2.0,3.0,4.0,5.0,6.0,7.0,8.0mmol/L,研究FeSO 4·7H 2O 投加量对Fe 2+/PS 系统中焦化废水生化出水处理效果的影响,结果如图2所示.可以1380 中国环境科学 38卷看出,当Fe2+投加量从 2.0mmol/L增加到4.0mmol/L时,反应后水样的色度呈明显的下降趋势,色度去除率明显增大,在4.0mmol/L处达到最大值,为87.17%;继续增加Fe2+投加量,色度去除率小幅度降低.TOC同样呈明显的下降趋势,即TOC去除率随着Fe2+投加量增加显著上升,在4mmol/L时TOC去除率达到最高,为68.16%.FeSO4投加量从4.0mmol/L逐渐增加到8.0mmol/L,TOC浓度则表现为小幅度上下波动.上述现象说明提高Fe2+投加量,加速了SO4-·的生成[式(1)],加剧了废水中有机物的氧化反应,提高了去除率,处理效果变好.但当进一步提高Fe2+投加量时,高浓度的未螯合Fe2+会作为SO4-·的自由基清除剂[式(4)][18],导致氧化效率变低,TOC去除率等不再增加.考虑到经济因素,因此将后续实验的Fe2+投加量取4.0mmol/L为宜.SO4−·+Fe2+→ Fe3++ SO42− (4) 2.3初始pH值的影响和Fe2+/PS体系的降解性能分析在温度30℃、PS投加量为1.5mmol/L、FeSO4·7H2O投加量为4.0mmol/L的条件下,pH 值分别为5,6,7,8,9,10,11,研究初始pH值对Fe2+/PS体系中焦化废水生化出水处理效果的影响,结果如图3所示.可以看出,随着pH值从5增加到10,色度去除率逐渐增加,在pH＝10时达到最大值87.98%;TOC浓度呈现相同的下降趋势,即TOC去除率逐渐增加,同样在pH＝10时达到最大值68.71%;而随着pH值从10增加到11,色度去除率逐渐减小,TOC 的浓度呈相同趋势,即TOC去除率明显下降.在pH值为8到10之间,水样的色度和TOC变化均较平缓.由此可见初始pH值过低和过高对废水的处理效果都有不利影响.初始pH值为偏碱性时降解效果较好.这种现象可以解释为是低pH值条件下,H+浓度较高, Fe2+以[Fe(H2O)6]2+、[Fe(H2O)6]3+、[Fe(H2O)5]2+等水合物形式存在,不能有效活化过硫酸盐,不利于SO4−·生成[19];同时,低pH值条件下,PS受酸催化加速SO4−·生成,导致自由基浓度过高,SO4−·浓度较高时,SO4−·相互反应自由基淬灭,最终导致过硫酸盐与SO4−·利用率更低.初始pH值过高也对有机污染物的降解有不利影响,原因可能是pH值越高,过硫酸盐越容易快速分解产生SO4−·,SO4−·与系统中OH−反应生成·OH,碱性条件下·OH氧化还原电位低于SO4−·,系统氧化能力有所降低,所以处理效果变差.由于原水不调节pH值时,其pH＝8,且pH值为8和10时,实验结果相差较小,并考虑经济因素,因此将后续实验的pH值不调节.456789 10 11 12 30405060708090100pH值色度(倍数)72747678808284868890色度去除率(%)456789 10 11 12 262830323436pH值TOC浓度(mg/L)5658606264666870TOC去除率(%)图3 初始pH值对焦化废水生化出水处理效果的影响Fig.3 Effects of initial pH on the removal of TOC and color in bio-treated coking wastewater in Fe2+/PS system 由于焦化废水生化出水成分复杂,TOC作为污染物降解程度的衡量指标,比COD 与UV254更能反应有机物的矿化程度.因此在初始pH＝8(不调节)和pH＝10的反应条件下测试了TOC 值随时间的变化,结果如图4所示.从实验结果可以看出,在反应初期(0~ 10min),TOC浓度迅速减小,焦化废水中的有机物被迅速降解.在10min之后,TOC的浓度缓慢减小,然后趋于稳定.以上结果表明,Fe2+/PS系统对焦4期刘美琴等：Fe 2+ 激活过硫酸盐耦合活性炭深度处理焦化废水 1381化废水生化出水中的有机物降解分为2个阶段:快速衰减(0~10min)和慢速反应阶段(10~60min).前10min 有机物发生快速衰减的原因是Fe 2+与PS 具有较高的反应速率,两者在溶液中一旦接触能够立即在反应液中产生大量SO 4−·,在几分钟内快速地降解有机污染物.而出现慢速反应的主要原因:一是Fe 2+活化PS 的速率很快,10min 后Fe 2+已经基本被氧化成为Fe 3+,而Fe 3+不能有效地活化PS;二是溶液中过多的Fe 2+能够以更高的速率与反应系统中快速生成的SO 4⋅−发生反应,从而淬灭SO 4-⋅.因此,可将Fe 2+/PS 体系的反应时间确定为60min.0 10 20 30 40 50 60708090100 110120130T O C 浓度(m g /L )时间(min)图4 TO C 值随时间的变化情况Fig.4 TOC concentration with time in Fe 2+/PS system2.4 活性炭吸附Fe 2+/PS 体系出水的研究由以上的实验结果可以看出,在最优条件下,即PS 投加量为 1.5mmol/L,Fe 2+投加量为4.0mmol/L,Fe 2+/PS 体系对焦化废水生化出水的色度和TOC 都有很好的效果,TOC 去除率达68.16%.氧化剂PS 的剩余浓度为0.12mmol/L,即PS 利用率为92%.但考虑到水样的色度、TOC 浓度等较高,都会对后续膜处理工艺不利或对环境有害,所以需要对其进一步处理,本实验选择了新华化工厂的A 和B 两种颗粒活性炭进行吸附研究.2.4.1 A 、B 两种活性炭吸附行为研究 在Fe 2+/PS 体系出水中分别加入A 、B 炭15g/L,然后在30℃恒温振荡器中反应,其对TOC 的吸附情况如图5所示.从图5可以看出, A 炭在120min 内吸附量的增长幅度较大,随后增长幅度逐渐趋于平缓.而B 炭吸附性能的变化与A 炭的基本相同,但其吸附效果远大于A 炭.故后续实验采用B 炭. 0120240360480 600 720 8400.00.20.40.60.81.01.21.41.6吸附量(m g /L )时间(min)图5 A 、B 两种活性炭对Fe 2+/PS 体系出水中TOC 的吸附效果Fig.5 Adsorption performance of TOC on activated carbon A and B in the effluent of Fe 2+/PS system120240360480 600 720 840P S /P S 0时间(min)图6 A 、B 两种活性炭对Fe 2+/PS 体系出水中PS 浓度的影响Fig.6 Effects of activated carbon A and B on PS concentration in the effluent of Fe 2+/PS system由于活性炭既可吸附PS,也可以作为PS 的激活剂产生SO 4-⋅,因此在吸附实验过程中同时对剩余PS 浓度进行了监测,实验结果如图6所示.可以看出,在加入A 炭的水样中,PS 浓度持续下降,但速度较慢,在加入B 炭的水样中,PS 浓度在720min 内逐渐下降,之后基本保持不变.PS 浓度下降可能是因为活性炭是过硫酸盐的一种激活剂,可以使PS 转化为SO 4-⋅,进而降解废水中的有机物.为了验证这一原理,测定了蒸馏水中A 炭和B 炭分别与过硫酸盐反应体系中SO 42-的含量变1382 中 国 环 境 科 学 38卷化,在PS 初始浓度为0.5mmol/L,活性炭投加量为15g/L 时,A 炭和B 炭体系中SO 42-浓度在反应4h 后分别为0.24mmol/L 和0.48mmol/L,可以看出反应过程中有SO 42-生成,且A 炭的浓度小于B炭.有研究发现,活性炭能够催化PS 产生SO 4-⋅[20].在该实验中,由于水样初始PS 浓度较低,所产生的SO 4-⋅很少,因此活性炭吸附是水中有机物去除的主要贡献者. 2.4.2 B 炭在不同投加量下的吸附性能比较 图7为B 炭在不同投加量下对水中TOC 的吸附效果,可以看出,随着活性炭用量的增加,TOC 平衡浓度逐渐减小,即TOC 去除率逐渐增加,水中剩余有机物逐渐减少,活性炭用量为15g/L 和20g/L 时,120min 时TOC 去除率基本相同,为56.89%左右,继续增加活性炭用量,TOC 去除率不再增加.说明过量的活性炭并不能继续提高有机物的去除率.因此活性炭浓度选为15g/L,吸附时间为120min.0 120 240 360480600720840T O C /T O C 0时间(min)图7 B 炭用量对Fe 2+/PS 体系出水中TOC 浓度的影响Fig.7 Effects of activated carbon B dose on TOC concentration in the effluent of Fe 2+/PS system在确定的活性炭投加量和吸附时间条件下,Fe 2+/PS 体系、B 炭处理后出水色度和TOC 的情况如图8所示.由图8可知,经过Fe 2+/PS 体系处理后废水的色度和TOC 都有大幅度的降低,但出水TOC 、色度仍较高,会对环境产生不利的影响.然后经过120min 的活性炭吸附处理,TOC 的浓度为11.86mg/L,色度降到了14倍.总色度去除率为95.86%,总TOC 去除率86.27%,实现了焦化废水生化出水的深度处理. A B C A B C050100150200250300350400水样色度(倍数)色度 TOC 0 2040 60 80100 T O C (m g /L )图8 焦化废水生化出水在经过Fe 2+/PS 氧化耦合活性炭吸附处理的出水效果Fig.8 Treatment performance of Fe 2+/PS system coupled with activated carbon adsorption for bio -treated cokingwastewater A—焦化废水生化出水;B—Fe 2+/PS 体系出水; C—B 炭吸附出水 在Fe 2+/PS 体系处理焦化废水生化出水的基础上,通过投加活性炭对其进行吸附处理,一方面进一步去除了水中的有机污染物,使出水的色度、TOC 等降低,达到膜分离工艺进水要求,另一方面活性炭还通过激活水中残留的PS,大大减少了出水中的氧化剂残留量,避免了二次污染,同时使出水pH 值得到提高.Fe 2+/PS 系统出水呈酸性,pH=2.7,活性炭吸附Fe 2+/PS 出水后pH 值从2.7提高到4.0.2.5 三维荧光光谱分析三维荧光光谱可以从有机物分子的荧光响应层面反映有机物结构和性质的变化,目前已广泛用于自然水体、城市和工业废水中溶解性有机物的检测.对不同反应阶段的焦化废水出水,即焦化废水生化出水(原水), Fe 2+/PS 体系处理后出水和活性炭吸附出水进行三维荧光扫描.由图9和表3可以看出,焦化废水生化出水存在2个主要荧光峰,这2个荧光峰的分类参照Coble 提出的“寻峰法”[21].最强的荧光中心位于λEx / λEm =330~340nm/400~425nm,另一个荧光相应区域位于λEx /λEm =280~300nm/390~430nm,这两个4期刘美琴等：Fe 2+ 激活过硫酸盐耦合活性炭深度处理焦化废水 1383荧光区域代表的都是类腐殖酸物质,且其主要成分是疏水性有机酸类物质.250 300 350 400 450500550E x (n m )E m(nm)0.0 1.0×106 2.0×106 3.0×1064.0×1065.0×1066.0×106 7.0×106 8.0×106 9.0×10610.0×10611.0×106 11.3×106250 300 350 400 450500550E x (n m )E m(nm)0.01.0×1062.0×1063.0×1064.0×1065.0×1066.0×1067.0×1068.0×1069.0×106 10.0×106 11.0×106 11.3×106E x (n m )E m(nm)0.0 1.0×106 2.0×106 3.0×1064.0×1065.0×1066.0×1067.0×1068.0×1069.0×106 10.0×106 11.0×106 11.3×106图9 不同处理阶段的焦化废水生化出水三维荧光光谱Fig.9 EEM fluorescence spectra of different treatmentphasesa,b,c 分别代表焦化废水生化出水, Fe 2+/PS 体系处理后出水,活性炭吸附出水类腐殖酸物质是焦化废水中难降解的残余组分,产生于焦化工艺的干馏或煤裂解过程.该现象表明焦化废水生化出水中具有类似上述荧光物质的结构.经过Fe 2+/PS 体系处理后的出水荧光峰的整体强度降低,说明由Fe 2+活化PS 产生的硫酸根自由基能够有效破坏焦化废水生化出水中荧光物质的分子结构,并能起到一定的分解作用.此外,可以看到在此过程中Peak 2的位置发生了明显的蓝移现象,这可能是因为焦化废水生化出水中的部分芳环类腐殖酸被氧化分解为小分子物质或减少环数的芳环化合物.采用活性炭对Fe 2+/PS 体系出水做吸附处理后,其出水的两个荧光峰相对不显著,其荧光强度出现了整体大幅度降低的现象.这主要是因为Fe 2+/PS 体系将水中部分类腐植酸物质分解为小分子有机物,进而被活性炭大量吸附减少. 表3 三维荧光光谱图中主要荧光峰的位置及荧光强度 Table 3 Main fluorescence peak and intensity of theexcitation -emission matricesPeak 1 Peak 2 水样 λEx /λEm 强度(a.u.)λEx /λEm 强度(a.u.)原水330/411 1.129×107 290/412 3.335×106 Fe 2+/PS 处理出水330/411 1.103×107 280/413 2.044×106 活性炭吸附出水320/406 2.839×105 280/401 6.731×1043 结论3.1 采用Fe 2+活化PS 氧化法处理焦化废水生化出水.原水TOC 为86.4mg/L,色度338倍,不调节pH,PS 投加量为1.5mmol/L,Fe 2+投加量为4mmol/L,反应时间60min,色度去除率可达87.17%,TOC 去除率达68.16%.3.2 Fe 2+/PS 体系处理的出水采用A 、B 两种颗粒活性炭进行吸附处理,结果表明,B 炭的吸附效果较好,当B 炭的投加量为 15g/L,经120min 处理后,废水的色度为14倍,TOC 浓度为11.86mg/L,且进一步去除Fe 2+/PS 体系残留的PS;同时使Fe 2+/PS 体系出水pH 升高. 3.3 采用三维荧光光谱扫描分析焦化废水生化出水经Fe 2+/PS 体系耦合活性炭处理的出水,结果表明, Fe 2+/PS 体系能氧化去除废水中部分类1384 中国环境科学 38卷腐植酸物质,并将其分解为小分子物质,而活性炭吸附则可进一步去除废水中残留的类腐植酸物质.参考文献：[1] 刘尚超,薛改凤,张 垒,等.焦化废水处理技术研究进展 [J]. 工业水处理, 2012,32(1):15-17.[2] Zhu X, Ni J, Lai P. 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Fe2+NaClO深度处理焦化废水的研究
Fe2+NaClO深度处理焦化废水的研究
Fe2+/NaClO深度处理焦化废水的研究
摘要：研究采用NaClO产生的HClO代替Fenton试剂中的氧化剂H2O2,并与Fe2+协同处理焦化厂二级生化出水.结果表明:NaClO投加量,溶液的初始pH值,Fe2+投加量,反应温度和投加方式是影响Fe2+/NaClO处理焦化废水效果的重要因素,而反应时间对处理效果的影响不大.在相同实验条件下,Fe2+/NaClO协同处理焦化废水的效果优于Fenton试剂.NaClO投加量为2 mL/L,pH=3,Fe2+投加量为40 mg/L,反应时间为10 min,反应温度为25℃～45℃的最佳实验条件下,Fe2+/NaClO对CODcr的`去除率和色度的去除率分别为62.2%和81.7%,剩余CODcr能降到136 mg/L,色度减小为64倍,达到了国家二级排放标准的要求.作者：作者单位：期刊：环境科学与管理 Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE AND MANAGEMENT 年，卷(期)：2010, 35(4) 分类号：X703.1 关键词：焦化废水深度处理次氯酸钠。
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的原理类似 ,主要是因为 HC lO 在 Fe2 + 离子的催化 作用下能够分解产生羟基自由基 HO ·。同其他的 一些氧化剂相比 ,羟基自由基具有更高的氧化电极 电位 ,因而具有更强的氧化能力 。
HC lO 在水溶液中可以与超氧自由基 (O2- ·)发 生反应 ,产生羟基自由基 (HO ·)
O2- · + HC lO —O2 + HO · + C lHC lO 与 Fe2 +作用 ,产生氢氧化自由基 (HO ·) Fe2 + + HC lO —HO · + Fe2 + + C l当液相中有有机物质存在时 , HO ·自由基可以 从有机化合物中提取氢原子 ,按下列机理形成有机 自由基 R ·: RH + HO ·—R · + H2 O
焦化废水效果的重要因素 ,而反应时间对处理效果的影响不大 。在相同实验条件下 , Fe2 + /NaClO 协同处理焦
化废水的效果优于 Fenton试剂 。NaClO 投加量为 2 mL /L , pH = 3, Fe2 +投加量为 40 mg/L ,反应时间为 10 m in,
反应温度为 25℃～45℃的最佳实验条件下 , Fe2 + /NaClO 对 CODcr的去除率和色度的去除率分别为 6212%和 8117% ,剩余 CODcr能降到 136 mg /L ,色度减小为 64倍 ,达到了国家二级排放标准的要求 。 关键词 :焦化废水 ;深度处理 ;次氯酸钠
Key words: coking wastewater; advanced treatment; sodium hypochlorite
焦化废水成分复杂 ,含有大量的难降解有机污 染物 ,污染物色度高 ,较难去除 。一般焦化厂采用 A /O 或 A2 /O 工艺 ,经过二级生化处理后废水中的 色度 、COD 等还不能满足国家或地方的排放标准以 及回用要求 ,因此还需要进行深度处理 。 Fenton试 剂氧化处理含酚废水非常有效 [ 1 ] ,但 H2 O2 价格昂 贵 ,使用量较大 ,用在实际工程中较少 。本文用 Na2 C lO 代替 H2 O2 对焦化废水进行深度处理 ,探讨影响 水样 CODcr及色度去除率的因素 ,并分析该方法的 可行性 ,对焦化废水的深度处理方法以及污水资源
1 实验部分
111 废水来源及水质 废水来源于山东省某市焦化厂经过二级生化处
理后的废水 。原水中主要污染物指标和国家排放标 准见表 1。
表 1 原水中主要污染物指标及国家排放标准
污染物
原水指标
国家二级 排放标准
国家一级 排放标准
CODcr (mg/L ) 色度 (倍 ) pH
300 ～400 350 ～400 710～1010
图 1 NaClO 投加量对污染物去除效果影响图
由图 1可以看出 , NaC lO 投加量是影响 CODcr和 色度去除效果的重要因素 ,去除率随着 NaClO 投加 量的增加而相应地上升 ,但色度的去除率比 CODcr 的去除率相对要高 。当 NaC lO 投加量为 112 mL /L 时 ( Fe2 + /N aClO 的比为 6617 g /L ) , CODcr去除率为 3813% ,色度的去除率为 6415% ; 当 NaClO 投加量 为 2 mL /L 时 ( Fe2 + /NaC lO 的比为 40 g /L ) , CODcr降 到 180 mg /L ,其相应的去除率为 5010% ,如再增加 NaClO 投加量 , CODcr去除率上升缓慢 ,去除效果不 大明显 。当色度降到 80 倍时 ,其下降趋势减缓 ,再 投加 NaClO ,其对色度的去除影响不大 。
收稿日期 : 2009 - 10 - 22 作者简介 :蒋辉 (1982 - ) ,男 ,青岛理工大学环境与市政工程学院在
读硕士研究生 ,主要研究方向为水处理技术 。 通讯联系人 :蒋辉
化作初步的实验研究及理论分析 。 Fe2 + /N aC lO 处理废水的机理 [ 2 - 4 ] 与 Fenton 法
这是因为 , NaClO 投加量增加 , 在水中生成的 HClO 也会相应地增加 ,从而生成更多的 HO ·,使 得其氧化性增强 ; 但当 NaClO 投加量过高时 ,会使 溶液中的 H + 相对不足 ,故生成的 HClO 增加缓慢 , HO ·也相应的增加缓慢 ,这自然会使 CODcr和色度 的去除率增加也缓慢 。故 NaClO 的最佳投加量为 2 mL /L。 21112 pH 值
CODcr测定方法 :采用标准重铬酸钾法 ( GB11914 89) ;
色度测定方法 : 采用稀释倍数法 ( GB11903 89) 。 115 实验方法
取焦化厂二级生化出水 600 mL 置于烧杯中 ,调 节溶液 pH ,定位在恒温水浴震荡器上 ,加入一定量 的 Fe2 +和 NaC lO ,在一定温度下反应一段时间 ,然后 加碱调溶液 pH 到 10 左右终止反应 ,沉淀半小时 后 ,吸取上清液 ,测定其 CODcr和色度 。
第 35卷第 4期 2010年 4月
环境科学与管理 ENV IRO NM ENTAL SC IENCE AND M ANAGEM ENT
文章编号 : 1674 - 6139 (2010) 04 - 0085 - 05
Vol135 No14 Ap r. 2010
Fe2 + /NaClO深度处理焦化废水的研究
·85·
第 35卷第 4期 2010年 4月
蒋辉等 ·Fe2 + /NaClO 深度处理焦化废水的研究
Vo - HO · + RC l 羟基自由 基 同 有 机 自 由 基 同 时 产 生 诱 发 链 反 应 ,最终导致了液相中有机基质的氧化 。
蒋辉 ,范迪 ,王娟
(青岛理工大学 环境与市政工程学院 ,山东 青岛 266033)
摘 要 :研究采用 NaClO 产生的 HClO 代替 Fenton试剂中的氧化剂 H2O2 ,并与 Fe2 +协同处理焦化厂二级生化
出水 。结果表明 : NaClO 投加量 ,溶液的初始 pH值 , Fe2 +投加量 ,反应温度和投加方式是影响 Fe2 + /NaClO 处理
度的变化趋势相类似 ,都是先减小后增大 。在 pH pH = 3。
值 = 3时 ,出现峰值 , CODcr去除率和色度去除率同 21113 Fe2 +投加量
时达到最大值 , 分别为 5411%和 7718%。由此可
在 NaClO 投加量为 2 mL /L , pH = 3,反应温度
见 ,酸度过强或过弱都不利于焦化废水有机物的降 25℃,反应时间为 10 m in的条件下 ,考察 Fe2 + 投加
pH分别为 2、3、4、5、6、7。pH 值对 CODcr和色度的 去除效果影响实验结果如图 2所示 。
图 2 pH值对污染物去除效果影响图
由图 2可以看出 , pH 值是影响 CODcr和色度去 随着 pH的升高 ,溶液中加入的 NaC lO 难以完全转
除效果的重要因素 。随着 pH 值的增大 , CODcr和色 化为 HC lO ,导致降解效率下降 。因此 ,实验的最佳
Fe2 +投加量为 20 m g /L ～120 mg /L 时 ( Fe2 + /NaC lO 的比为 10 g /L ～60 g /L ) ,色度去除率稳定在 70% ～
CODcr先减少后增加 , CODcr去除率先升高后降低 。 当 Fe2 + 投加量为 40 mg /L 时 ( Fe2 + /N aClO 的比为 20 g /L ) , CODcr降到 118 mg /L ,去除率达到最大值 , 为 6119%。继续增加 Fe2 + ,剩余 CODcr反而升高 ,其 去除率相应地减小 。当 Fe2 + 投加量大于 80 mg /L 时 ( Fe2 + /N aClO 的比大于 40 g /L ) , CODcr去除率不 再降低 ,趋于稳定 。