H2O2在Fe2 的催化作用下分解产生·OH,其氧化电位达到2.8V,它通过电子转移等途径将有机物氧化分解成小分子。同时,Fe2 被氧化成Fe3 产生混凝沉淀,去除大量有机物。可见,Fenton试剂在水处理中具有氧化和混凝两种作用。Fenton试剂在黑暗中就能降解有机物,节省了设备投资,缺点是H2O2的利用率不高,不能充分矿化有机物。研究表明,利用Fe3 、Mn2 等均相催化剂和铁粉、石墨、铁、锰的氧化矿物等非均相催化剂同样可使H2O2分解产生·OH,因其反应基本过程与Fenton试剂类似而称之为类Fenton体系。如用Fe3 代替Fe2 ,由于Fe2 是即时产生的,减少了·OH被Fe2 还原的机会,可提高·OH的利用效率。若在Fenton体系中加入某些络合剂(如C2O2-4、EDTA等),可增加对有机物的去除率。
光Fenton法
1.2.1 UV/Fenton法
当有光辐射(如紫外光、红外光、可见光)时,Fenton试剂氧化性能有很大的改善。UV/Fenton法也叫光助Fenton法,是普通Fenton法与UV/H2O2两种系统的复合,与该两种系统相比,其优点在于降低了Fe2 用量,提高了H2O2的利用率。这是由于Fe3 和紫外线对H2O2的催化分解存在协同效应。该法存在的主要问题是太阳能利用率仍然不高,能耗较大,处理设备费用较高。
1.2.2UV-vis/草酸铁络合物/H2O2法
当有机物浓度高时,被Fe3 络合物所吸收的光量子数很少,且需较长的辐照时间,H2O2的投加量也随之增加,·OH易被高浓度的H2O2所清除。因而,UV/Fenton法一般只适宜于处理中低浓度的有机废水。当在UV/Fenton体系中引入光化学活性较高的物质(如含Fe3 的草酸盐和柠檬酸盐络合物)时,可有效提高对紫外线和可见光的利用效果。草酸铁络合物在pH3～4.9时效果好,柠檬酸铁络合物在pH4.0～8.0时效果好,但因前者具有含Fe3 的其他络合物所不具备的光谱特性,所以UV-vis/草酸铁络合物/H2O2法更具发展前景。该法提高了太阳能的利用率,节约了H2O2用量,可用于处理高浓度有机废水。
电Fenton法
Fenton法比普通Fenton法提高了对有机物的矿化程度,但仍存在光量子效率低和自动产生H2O2机制不完善的缺点。电Fenton法利用电化学法产生的H2O2和Fe2 作为Fenton试剂的持续来源,与光Fenton法相比具有以下优点:一是自动产生H2O2的机制较完善;二是导致有机物降解的因素较多(除羟基自由基的氧化作用外,还有阳极氧化、电吸附等)。由于H2O2的成本远高于Fe2 ,所以通过电化学法将自动产生H2O2的机制引入Fenton体系具有很大的实际应用意义,可以说电Fenton法是Fenton法发展的一个方向。
EF-Fenton法
该法又称阴极电解Fenton法,其基本原理是将O2喷射到电解池阴极上产生H2O2,并与Fe2 发生Fenton反应。电解Fenton体系中的O2可通过曝气的方式加入,也可通过H2O在阳极氧化产生。该法不用外加H2O2,有机物降解彻底,且不易产生中间有毒有害物质,其缺点
在于所用阴极材料(主要为石墨、活性炭纤维和玻璃炭棒)在酸性条件下产生的电流小,H2O2产量不高。
EF-Feox法
又称牺牲阳极法,通过阳极氧化产生的Fe2 与加入的H2O2进行Fenton反应。由阳极溶解出的Fe2 和Fe3 可水解成Fe(OH)2和Fe(OH)3,对水中的有机物具有很强的混凝作用,其去除效果好于EF-Fenton法,但需外加H2O2,能耗较大,成本高。
FSR法、EF-Fere法
FSR法即Fenton污泥循环系统,又称Fe3 循环法。该系统包括一个Fenton反应器和一个将Fe(OH)3转化成Fe2 的电池,可以加速Fe3 向Fe2 的转化,提高·OH产率,但pH必须小于1。EF-Fere法是FSR法的改进,去掉了Fenton反应器,直接在电池装置中发生Fenton反应,其pH操作范围(小于2.5)和电流效率均大于FSR法。结论
Fenton法在处理难降解有机废水时,具有一般化学氧化法无法比拟的优点,至今已成功运用于多种工业废水的处理。但H2O2价格昂贵,单独使用往往成本太高,因而在实际应用中,通常是与其他处理方法联用,将其用于废水的预处理或最终深度处理。用少量Fenton试剂对工业废水进行预处理,使废水中的难降解有机物发生部分氧化,改变它们的可生化性、溶解性和混凝性能,利于后续处理。另外,一些工业废水经物化、生化处理后,水中仍残留少量的生物难降解有机物,当水质不能满足排放要求时,可采用Fenton法对其进行深度处理。2100433B
