铁碳微电解反应器

山东德嘉环保科技有限公司

芬顿技术在污水处理领域的研究较多（可以作为预处理、中间处理和后处 理），是一种处理范围较广、处理效率较高的水处理技术。然而，在传统的水处理 应用过程中，芬顿技术的有效 pH 值范围较窄（在 pH=3 附近）。针对芬顿技术的 这一缺点，本文在中性 pH 值附近对芬顿技术的氧化以及沉淀作用的水处理效能和 机理进行了研究。 本文在初始pH值为 7 的条件下，以孔雀石绿（MG ）、腐殖酸（HA ）和正磷酸 盐（PO 3- ）为主要研究对象，系统地研究了芬顿氧化（EDTA-Fe3+/H O ）和芬顿 4 2 2 混凝（Fe2+/H O ）技术处理水中**和无机污染物的效果、影响因素和反应机 2 2 理，同时进行了实际的处理效能研究，主要工作和研究成果如下： 芬顿氧化试验以乙二胺四乙酸二钠盐（EDTA ）为促进剂，MG为目标物。实 验结果表明，EDTA 的投加显着地提高了Fe3+/H O 对水中MG 的脱色效率。MG 的 2 2 脱色效率分别与EDTA 投量、Fe3+ 投量、H O 投量、水的温度、溶液初始pH 值 2 2 （≥5 ）呈正相关。促进剂EDTA 的存在增加了Fe3+离子在水中的溶解程度，同时强 化了Fe3+ 离子对H O 的催化分解反应，促进了羟基自由基和中间价态铁物种的产 2 2 生，从而加速了MG 的降解。单独Fe3+/H O 和Fe3+-EDTA/H O 两种处理方式在温度 2 2 2 2 o 20 C 、初始pH值 7.0 条件下对孔雀石绿的降解均遵循一级反应动力学模型。在非 单一**污染物存在的条件下，类芬顿反应得到了较好的促进，为其处理多组分 的实际水体提供了理论指导和支持。 在MG脱色效果实验的基础上，本文进一步探讨了类芬顿氧化的反应机理。在 o 温度 20 C、初始pH值 7.0 条件下，本文分别进行了H O 投加方式的影响实验、自 2 2 由基抑制剂叔丁醇的影响实验、电子顺磁共振（E 

Fenton(中文译为芬顿)是为数不多的以人名命名的无机化学反应之一。1893年,化学家Fenton HJ 发芬顿反应器芬顿反应器现，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**化合物如羧酸、醇、酯类氧化为无机态，氧化效果十分显着。但此后半个多世纪中，这种氧化性试剂却因为氧化性较强没有被太多重视。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**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:

Fe + H2O2→Fe + (OH)+OH·①

从上式可以看出，1mol的H2O2与1mol的Fe反应后生成1mol的Fe，同时伴随生成1mol的OH外加1mol的羟基自由基。正是羟基自由基的存在，使得芬顿试剂具有强的氧化能力。据计算在pH = 4 的溶液中，OH·自由基的氧化电势高达2. 73 V。在自然界中，氧化能力在溶液中仅次于氟气。因此，持久性**物，特别是通常的试剂难以氧化的芳香类化合物及一些杂环类化合物，在芬顿试剂面前全部被无选择氧化降解掉。1975 年,美国着名环境化学家Walling C 系统研究了芬顿试剂中各类自由基的种类及Fe 在Fenton 试剂中扮演的角色，得出如下化学反应方程:

H2O2 + Fe → Fe + O2 + 2H ②

O2 + Fe→ Fe + O2·③

可以看出,芬顿试剂中除了产生1 摩尔的OH·自由基外,还伴随着生成1 摩尔的过氧自由基O2·，但是过氧自由基的氧化电势只有1.3 V左右，所以，在芬顿试剂中起主要氧化作用的是OH·自由基。

发展

2009年，芬顿试剂和反应还进入了安徽省的高考题(请见原题)，以**污染物浓度随时间的变化曲线表现芬顿反应的降解速率受溶液温度和pH影响的效果。开放性的命题形式和*的知识情境在考查化学反应速率的同时，更强调了实验探究思维、变量控制方法和科学视野拓展的需要。