1、芬頓試劑降解苯酚研究摘要:論文采用芬頓試劑降解苯酚模擬廢水，研究了pH，反響時(shí)間，反響溫度，苯酚模擬廢水濃度及芬頓試劑中Fe2+與H2O2摩爾比等因素的影響，得到如下結(jié)論。1 芬頓試劑處理苯酚模擬廢水的最正確運(yùn)行條件為：pH值為3，反響時(shí)間為60min，反響溫度為25，苯酚模擬廢水的濃度為100mg/L，芬頓試劑中Fe2+與H2O2摩爾比為1:5，此條件下苯酚降解率可達(dá)92.7%。2 苯酚的降解率隨著pH的增加先增大后減小，當(dāng)pH為3時(shí)降解率最大；苯酚的降解率隨著時(shí)間的增加逐漸變大，反響到60min以后，降解率根本穩(wěn)定不變；苯酚的降解率隨著苯酚模擬廢水濃度的增加先降低后緩慢增加，當(dāng)苯酚模擬廢水

2、濃度到達(dá)100mg/L時(shí)降解率最大；苯酚的降解率隨著Fe2+與H2O2摩爾比的減小先增加后降低，F(xiàn)e2+與H2O2摩爾比為1:5時(shí)，降解率最大；苯酚的降解率隨著溫度的增加先增大后減小，當(dāng)溫度為25時(shí)降解率最大。關(guān)鍵詞：芬頓試劑；降解率；苯酚。 The study on Fenton degradation of phenol Abstract: In this paper, Fenton degradation of phenol wastewater studied pH, reaction time, reaction temperature, concentration of pheno

3、l wastewater and Fenton reagent Fe2+on the molar ratio of H2O2 and other factors, the following conclusions.1 Fenton Treatment of phenol wastewater optimum operating conditions: pH value of 3, the reaction time was 60min, the reaction temperature is 25 , the concentration of phenol wastewater was 10

4、0mg / L, Fentons reagent molar ratio of Fe2 + /H2O2 is 1:5, under these conditions the degradation rate of 92.7% phenol. 2 phenol degradation rate increases of pH and then decreased when the pH is 3 maximum degradation rate; degradation rate of phenol as time increases gradually become larger, the r

5、eaction to 60min later, the degradation rate basically stable and unchanging ; phenol degradation rate increases with the concentration of phenol wastewater decreased first increases slowly when the concentration of phenol wastewater 100mg / L maximum degradation rate; degradation rate of phenol wit

6、h H2O2 /Fe2 + decreases with increase in the molar ratio of the first reduced, Fe2 + and H2O2 molar ratio of 1:5, the maximum degradation rate. Phenol degradation rate increases as the temperature increases first and then decreases, the maximum degradation rate when the temperature is 25 ;Keywords:

7、Fenton reagent; degradation rate; phenol. 1 緒論 1.1 研究背景水是維系人類生存的根本物質(zhì)，是工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和社會開展不可缺少的重要資源，人類普遍認(rèn)為水是取之不盡，用之不竭的自然資源，但是隨著人口的增長以及經(jīng)濟(jì)的開展對水資源的要求越來越多，同時(shí)對水資源的污染也越來越嚴(yán)重，雙重壓力造成水資源緊缺。水體污染是指排入水體的污染物的數(shù)量上超過該物質(zhì)在水體中的 本底含量和水體的自凈能力，從而導(dǎo)致水體的物理、化學(xué)及衛(wèi)生性質(zhì)發(fā)生變化，使水體的生態(tài)系統(tǒng)和水體功能受到破壞1。我國工業(yè)迅速開展，工業(yè)生產(chǎn)中消耗水 量大，工業(yè)廢水?dāng)y帶化學(xué)物質(zhì)被大量排入河流湖泊造成嚴(yán)重污染；隨

8、著我國城市 建設(shè)以及生活質(zhì)量的提高對城市生活用水需求量增加，導(dǎo)致生活污水量急劇增加。工業(yè)廢水與生活污水會導(dǎo)致湖泊等水體的水質(zhì)富營養(yǎng)化，同時(shí)有1/3左右的水庫水 質(zhì)也受到不同程度的破壞，而且在今后的一個時(shí)期內(nèi)，水體污染會繼續(xù)存在，局部的水污染甚至還有可能加重，水污染已成為我國經(jīng)濟(jì)可持續(xù)開展的一大制約因素，所以在對污染源進(jìn)行控制的同時(shí)，還應(yīng)該大力開展和改良廢水處理技術(shù)。污水處理成為社會開展的必備條件，傳統(tǒng)的污水處理采用的是生物法，其為目前使用的本錢低且處理效率較高的處理技術(shù)，主要用于處理可生物去除的生活污水，但是不適于出去含有大量難去除的有機(jī)污染物以及具有生物毒性的污染物2。廢水作為我們生活與工業(yè)

9、開展中的排出，必須經(jīng)過有效處理才能排入自然環(huán)境中，否那么危害極大。而苯酚作為危害極大的廢水之一值得我們深入研究。1.2 苯酚1.2.1 苯酚的特點(diǎn)苯酚，又被稱為石弱酸。在常溫下為一種無色晶體，有毒。苯酚是一種常見的化學(xué)品，是生產(chǎn)某些樹脂、羥基苯，是德國化學(xué)家龍格于1834年在煤焦油中發(fā)現(xiàn)的，是最簡單的酚類有機(jī)物，一種菌劑、防腐劑以及藥物如阿司匹林的重要原料。苯酚有腐蝕性，常溫下微溶于水，易溶于有機(jī)溶液；當(dāng)溫度高于65時(shí)，能跟水以任意比例互溶。其溶液沾到皮膚上可用酒精洗滌，苯酚暴露在空氣中呈粉紅色3。1.2.2 苯酚的危害 美國國家環(huán)保局EPA制定的關(guān)于酚的標(biāo)準(zhǔn)指出，在苯酚的濃度超過2.56毫克

10、/升時(shí)，會對淡水水生生物產(chǎn)生慢性毒性。3.5毫克/升苯酚含量是該類化合物對人體產(chǎn)生危害的最低濃度4。工業(yè)廢水中的苯酚如果不經(jīng)處理，隨便排放將對人，社會和環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重的危害。人體攝入一定量時(shí)可出現(xiàn)急性中毒病癥，長期飲用被污染的水，可引起頭暈、出疹、瘙癢、貧血及各種神經(jīng)系統(tǒng)病癥5。苯酚與細(xì)胞原漿中蛋白質(zhì)接觸時(shí)發(fā)生化學(xué)反響，形成不溶性蛋白質(zhì)，而使細(xì)胞失去活力，濃苯酚液使蛋白質(zhì)凝固，稀苯酚液僅使其變性。苯酚作用于蛋白質(zhì)時(shí)，并不與之結(jié)合，所以能繼續(xù)向深部組織滲透，引起深部組織損傷壞死，并被吸收而引起全身中毒。稀苯酚液具有很強(qiáng)的滲透力，而導(dǎo)致更嚴(yán)重的后果。兒童飲用后最主要的問題是貧血和神經(jīng)中毒，乃至生殖力

11、減弱。還有可能引起頭痛、頭暈、咳嗽、食欲減退、惡心、嘔吐，嚴(yán)重者引起蛋白尿。苯酚對環(huán)境也有嚴(yán)重危害，對水體和大氣可造成污染6。苯酚排放到環(huán)境中不僅毒害水生生物，而且進(jìn)一步與水中的氯作用產(chǎn)生一種毒性更強(qiáng)的有機(jī)污染物氯代酚，從而破壞水生生態(tài)系統(tǒng)。水中含酚量10mg/L,魚類等水生生物不能生存；含酚量100mg/L，假設(shè)用于灌溉,將導(dǎo)致農(nóng)作物減產(chǎn)和枯死?？紤]到苯酚廢水來源廣、危害大，它的大量排放給周邊環(huán)境帶來了嚴(yán)重的污染,影響經(jīng)濟(jì)的健康開展，并嚴(yán)重威脅人類身體的健康。1.2.3 苯酚廢水處理現(xiàn)狀目前處理苯酚廢水的方法有很多，包括物理方法，生物方法和化學(xué)方法。其中物理方法有吸附法、溶劑萃取法、膜萃取技

12、術(shù)和膜蒸餾技術(shù)是常用的含酚廢水的物理處理方法。吸附法對高濃度、低濃度含酚廢水都有較好的處理效果，但存在解吸困難、解吸物的利用困難等缺點(diǎn)。生物治理方法處理量大、處理本錢低、無二次污染，且其硬件設(shè)施和工藝流程均較成熟。旨在提高生化處理效率的生物處理新工藝、新技術(shù)及生化預(yù)處理技術(shù)的研究將是一個重要的開展方向。常用的生物治理方法有活性污泥法、酶處理技術(shù)和固定化微生物技術(shù)?；钚晕勰喾ㄊ浅Ｓ玫某臃椒ǎ摲ㄍ瑫r(shí)也存在運(yùn)行管理要求高、對毒性承受能力低、不適應(yīng)沖擊負(fù)荷、曝氣池容積負(fù)荷低、污泥產(chǎn)生量大等缺乏之處，對組成復(fù)雜、濃度較高的含酚廢水處理效果不理想。酶處理技術(shù)雖去除率較高，但所用的酶屬一次性消耗，導(dǎo)致

13、處理本錢高。固定化微生物技術(shù)應(yīng)用于廢水處理，有利于提高生物反響器內(nèi)的微生物濃度，利于反響后的固液別離，縮短處理所需時(shí)間，適用于處理有毒有害物質(zhì)?；瘜W(xué)方法主要是高級氧化技術(shù)可在較短時(shí)間內(nèi)將有機(jī)物氧化降解為、及其它低分子無機(jī)化合物，具有去除率高、氧化速度快、無二次污染等優(yōu)點(diǎn)，同時(shí)也防止了采用生物法處理時(shí)間長的缺點(diǎn)，是當(dāng)前污水處理中研究的另一大熱點(diǎn)7。目前，除了改良原有工藝外，超臨界技術(shù)、微波技術(shù)、臭氧氧化、輻射技術(shù)、磁技術(shù)等都已開始試用于有機(jī)廢水處理的研究。在新興的有機(jī)廢水處理方式中，濕式催化氧化技術(shù)、光催化氧化技術(shù)和電催化氧化技術(shù)等新工藝都表達(dá)出了較優(yōu)的競爭力和廣闊的應(yīng)用前景8。運(yùn)用芬頓試劑降解

14、苯酚目前也得到了很大的研究進(jìn)展。1.3 Fenton技術(shù)1.3.1 Fenton的概念芬頓試劑是以亞鐵離子(Fe)為催化劑用過氧化氫(H2O2)進(jìn)行化學(xué)氧化的廢水處理方法。法國科學(xué)家芬頓發(fā)現(xiàn)，在酸性條件下，F(xiàn)e2+/H2O2可以有效氧化酒石酸，后人為了紀(jì)念這一發(fā)現(xiàn)，將Fe2+/H2O2命名為芬頓試劑。芬頓試劑能生成強(qiáng)氧化性的羥基自由基，在水溶液中與難降解有機(jī)物生成有機(jī)自由基使之結(jié)構(gòu)破壞，最終氧化分解9。1.3.2 Fenton反響原理芬頓試劑具有很強(qiáng)的氧化能力在于其中含有Fe2+和H2O2。其反響機(jī)理為： Fe2+ H 2O2 Fe3+ OH + OH - Fe3+ H 2O2 Fe2+ HO

15、2 + H + Fe2+OH Fe3+ OH- Fe 3+HO2 Fe2+ O2 + H +芬頓試劑反響速度快，由于反響條件不同，反響速度會產(chǎn)生一定的差異，但 H2O2的消耗速度是很快的。芬頓試劑反響體系復(fù)雜，關(guān)鍵是 H2O2 在 Fe2+催化下生成的OH，其氧化能力僅次于氟，高達(dá)2.80 V。另外，OH具有很高的電負(fù)性或親電性，其電子親和能力高達(dá) 569.3 kJ ，具有很強(qiáng)的加成反響特性10。因此，芬頓試劑可以氧化水中的大多數(shù)有機(jī)物，適合處理難生物降解和一般物理化學(xué)方法難以處理的廢水。H2O2在Fe2 +的催化作用下分解產(chǎn)生OH，其氧化電位是除元素氟外最強(qiáng)的無機(jī)氧化劑，它通過電子轉(zhuǎn)移等途徑

16、將有機(jī)物氧化分解成小分子。同時(shí)，F(xiàn)e2 +作為催化劑最終被 O2氧化成Fe3 +，在一定條件下，可有 Fe(OH)3膠體出現(xiàn)，它有絮凝作用，可大量地去除水中的懸浮物11。1.3.3 Fenton的應(yīng)用1894 年，法國科學(xué)家Fenton 發(fā)現(xiàn)，在酸性條件下，F(xiàn)e2+/H2O2可以有效氧化酒石酸，后人為了紀(jì)念這一發(fā)現(xiàn)，將Fe2+/H2O2 命名為芬頓試劑。1964 年，加拿大學(xué)者Eisenhaner 首次將芬頓試劑應(yīng)用到水處理中。他用芬頓試劑處理ABS 廢水，ABS的去除率高達(dá)99%。芬頓氧化技術(shù)具有高效、廉價(jià)、選擇性小等特點(diǎn)，芬頓氧化法作為一種高級氧化技術(shù)(Advanced Oxidation

17、 Process，AOP)應(yīng)用于環(huán)境污染物處理領(lǐng)域，引起了國內(nèi)外科學(xué)家的極大關(guān)注12,有研究者采用硫酸亞鐵和30%的過氧化氫，在pH值為3、加H2O2 0.3mol、加Fe(II) 0.5mol的條件下，反響10 min后，苯酚的去除可達(dá)99%。還有利用Fenton試劑氧化處理orange BN、navy RGB和red RGB 三種染料廢水，結(jié)果顯示，H2O2濃度為167-333mg/L, Fe2+濃度為0.5mmol/L，初始 pH值在2-5間，溫度在20的條件下，反響20min后，3種活性染料廢水的色度去除 率均到達(dá)99%以上13。苯環(huán)化合物及短鏈有機(jī)酸。芬頓試劑具有很強(qiáng)的氧化性，而且其

18、氧化性沒國外研究者采用芬頓試劑去除2，6-二甲基苯胺，并研究污染 物的氧化去除途徑，結(jié)果顯示去除3h后COD的去除率可以到達(dá)70%，中間產(chǎn)物包括2，6-二甲基苯酚以及其他的有選擇性，能適應(yīng)各種廢水的處理，已有的研究說明，采用芬頓反響可有效的處理廢水中的酚類、苯胺類、雜環(huán)類等有機(jī)物，對于醫(yī)藥廢水、農(nóng)藥廢水、焦化廢水都有很好的處理效果14。1.3.4 Fenton試劑國內(nèi)外研究現(xiàn)狀 芬頓氧化技術(shù)具有高效、廉價(jià)、選擇性小等特點(diǎn)，芬頓氧化法作為一種高級氧化技術(shù)應(yīng)用于環(huán)境污染物處理領(lǐng)域，引起了國內(nèi)外科學(xué)家的極大關(guān)注?，F(xiàn)在，對于芬頓氧化技術(shù)的研究主要是三個方面，一是芬頓氧化機(jī)理的研究，特別是對于有機(jī)物的氧

19、化研究，主要有分段氧化機(jī)理、羥基自由基氧化機(jī)理等；二是芬頓氧化強(qiáng)化研究，主要有光助芬頓反響、電助芬頓反響、超聲、磁場強(qiáng)化芬頓反響等；三是新型芬頓試劑的開發(fā)與應(yīng)用15。最先研究出來的普通芬頓試劑法在黑暗中就能破壞有機(jī)物,具有設(shè)備投資省的優(yōu)點(diǎn)。但其存在兩個缺點(diǎn)：一是不能充分礦化有機(jī)物，初始物質(zhì)局部轉(zhuǎn)化為某些中間產(chǎn)物，這些中間產(chǎn)物或與Fe3 +形成絡(luò)合物，或與羥基自由基OH的生成路線發(fā)生競爭，并可能對環(huán)境的危害更大；二是H2O2的利用率不高16。為此科學(xué)家們把紫外線引入芬頓體系，形成了光-芬頓法。光芬頓體系與Fe2+/H2O2類似，只是在照顧條件下極大的加速Fe3+向Fe2+的瓶頸反響，主要是有機(jī)物

20、光照對Fe3+與OH-絡(luò)合物的激發(fā)，促使H2O2的利用率提高，同時(shí)更加高效去除有機(jī)污染物，但是光助均相芬頓反響運(yùn)行本錢高17。電-芬頓法是目前新興的一種方法。它結(jié)合了以上兩者的有點(diǎn)。電-芬頓試劑就是在電解槽中通過電解反響生成 H2O2 或 Fe2+, 從而形成芬頓試劑,并讓廢水流入電解槽，由于電化學(xué)作用,使反響機(jī)制得到改善，從而提高了試劑的處理效果。該法綜合了電化學(xué)反響和芬頓氧化，充分利用了二者的氧化能力。它與光-芬頓法相比自動產(chǎn)生 H2O2的機(jī)制較完善。導(dǎo)致有機(jī)物降解的因素較多，除OH 的氧化作用外,還有陽極氧化、電吸附等18。我國科學(xué)家周廣躍等用電解法對苯酚廢水進(jìn)行了處理，以活性炭纖維為陰

21、極，鐵為陽極，并向陰極不斷通人空氣，電解過程中生成的 H2O2與陽極溶解的 Fe2 +形成芬頓試劑，在最正確試驗(yàn)條件下，苯酚的去除率能夠到達(dá) 90%以上，取得了很好的去除效果，并且有效地降低了芬頓試劑的本錢19,20。到目前作為廢水的深度氧化法中的一種主流方法，芬頓試劑的應(yīng)用范圍正在不斷擴(kuò)展。2 實(shí)驗(yàn)材料及實(shí)驗(yàn)方法2.1 實(shí)驗(yàn)材料與實(shí)驗(yàn)儀器芬頓試劑降解苯酚模擬廢水的試驗(yàn)儀器與試驗(yàn)藥品見表2.1與表2.2。表2.1 實(shí)驗(yàn)儀器 序號儀器名稱儀器型號儀器生產(chǎn)廠家或產(chǎn)地1分光光度計(jì)721上海精密科學(xué)儀器2定時(shí)恒溫磁力攪拌器JB-3型上海雷磁新涇儀器3控溫磁力攪拌器HJ-3江蘇金壇現(xiàn)代儀器廠4電子天平J

22、EA602上海浦春計(jì)量儀器5托盤天平JPT-1型江蘇常熟衡器廠6生化培養(yǎng)箱LRH-250-微電腦控制廣東省醫(yī)療器械廠表2.2 實(shí)驗(yàn)藥品與試劑序號藥品或試劑名稱藥品或試劑規(guī)格生產(chǎn)廠家或產(chǎn)地1氨水分析純天津市北方天醫(yī)化學(xué)試劑廠2苯酚分析純天津市化學(xué)試劑三廠34-氨基安替比林分析純中國華東師范大學(xué)化工廠上海4鐵氰化鉀分析純成都科龍化工試劑廠5氯化銨分析純天津市北方天醫(yī)化學(xué)試劑廠6過氧化氫分析純 天津大茂化學(xué)試劑廠7氫氧化鈉片狀分析純天津市科密歐化學(xué)試劑8硫酸亞鐵分析純天津市化學(xué)試劑三廠2.2 實(shí)驗(yàn)方法采用單一變量實(shí)驗(yàn)法，分別試驗(yàn)溶液pH，反響時(shí)間，苯酚濃度，芬頓試劑中亞鐵離子與過氧化氫摩爾比及溫度對

23、實(shí)驗(yàn)的影響。以及得出芬頓降解苯酚的最正確條件。 2.3 實(shí)驗(yàn)步驟2.3.1 繪制苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線是以苯酚質(zhì)量作橫坐標(biāo)，吸光度作縱坐標(biāo)，是吸光度值相對于苯酚質(zhì)量一次函數(shù)的一個關(guān)系圖。配制標(biāo)準(zhǔn)溶液，將的不同苯酚質(zhì)量濃度的含酚模擬廢水，分別取適量例如0.5mL于50mL比色管中稀釋，稀釋至50mL標(biāo)線。測定其吸光度，以實(shí)驗(yàn)吸取苯酚標(biāo)準(zhǔn)溶液的量，計(jì)算得到的苯酚質(zhì)量g為橫坐標(biāo)，實(shí)驗(yàn)分別測得的吸光度值為縱坐標(biāo)，得到吸光度值相對于苯酚質(zhì)量一次函數(shù)的直線，即為苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線。本實(shí)驗(yàn)中苯酚濃度的測定采用4-氨基安替比林分光光度法。該方法的主要操作步驟如下：(1) 配制主要試劑 20%氨水氯化銨緩沖溶液：用

24、濃氨水將20g氯化銨定容于100mL，pH=9.8。存于橡皮塞瓶中，冰箱內(nèi)保存。 2%m/V4-氨基安替比林溶液：稱取2g的4-氨基安替比林用蒸餾水溶解后定容至100mL容量瓶中，配置成2%的4-氨基安替比林溶液。 8%m/V鐵氰化鉀溶液：稱取8g鐵氰化鉀用蒸餾水溶解后定容至100mL的容量瓶中，配置成8%的鐵氰化鉀溶液。 苯酚標(biāo)準(zhǔn)貯備液 (0.01g/ L)：0.01g精制苯酚溶于水，定容1000mL，置冰箱內(nèi)冷藏，穩(wěn)定保存一個月。(2) 繪制苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線 25，中性環(huán)境下取0.01g苯酚于錐形瓶中，定容至1000mL容量瓶中，配制成0.01g/L苯酚標(biāo)準(zhǔn)溶液。 分別吸取苯酚標(biāo)準(zhǔn)液1.0mL

25、=0.01mg酚0.0mL、0.5mL、1.0mL、2.0mL、3.0mL、4.0mL、5.0mL于同型號錐形瓶，用蒸餾水稀釋到50mL。 依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。 放置15min后在510nm波長下，以空氣為參比，測定溶液的吸光度值。繪制苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線。2.3.2 苯酚含量計(jì)算公式苯酚的含量可按以下方式計(jì)算： 苯酚質(zhì)量mg=mV/v 式中：m水樣吸光度經(jīng)空白校正后從標(biāo)準(zhǔn)曲線上查得的苯酚含量mg； V實(shí)驗(yàn)用水樣體積mL v移取濾出液體積mL2.4 實(shí)驗(yàn)影響因素2.4.1 pH對芬頓試劑降解苯

26、酚效果的影響因?yàn)閜H的變化直接影響到Fe2+、Fe3+的絡(luò)合平衡關(guān)系，從而影響芬頓試劑的氧化能力。在中性和堿性環(huán)境下，F(xiàn)e2+不能催化雙氧水產(chǎn)生氫氧自由基，而是在自身堿性條件生成沉淀。因此反響設(shè)置在酸性環(huán)境里18。 在25溫度環(huán)境下，量取5mL過氧化氫與100mL硫酸亞鐵于錐形瓶中，置于恒溫磁力攪拌器上震蕩1h，靜置10min，配制成亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5的芬頓試劑。 取上述芬頓試劑上層清液10mL參加100mL初始質(zhì)量濃度為100mg/L苯酚模擬廢水溶液，通過滴加鹽酸或氫氧化鈉來調(diào)節(jié)pH。在pH為1、2、3、4、5溶液環(huán)境內(nèi)的放置于恒溫磁力攪拌器上振蕩、靜置、離心。 取0.5mL上

27、清液置于比色管中，定容至50mL，依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。靜置15min后取一定量于比色皿中通過分光光度計(jì)在510nm波長處測定吸光度。 重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)3次，其降解量，按公式進(jìn)行計(jì)算苯酚含量，確定適宜的反響酸堿度。2.4.2 反響時(shí)間對芬頓試劑降解苯酚效果的影響 固定芬頓試劑中亞鐵離子與過氧化氫摩爾比及苯酚模擬廢水濃度，pH值及反響溫度，設(shè)置不同反響時(shí)間：20min,40min,60min,80min,100min。 在25溫度環(huán)境下，量取5mL過氧化氫與100mL硫酸亞鐵于錐形瓶中，置于恒

28、溫磁力攪拌器上震蕩1h，靜置10min，配制成亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5的芬頓試劑。 取上層清液10mL參加裝有100mL，100mg/L的相同苯酚模擬廢水試管中，密封，恒溫磁力攪拌器上振蕩，靜置離心后，觀察反響時(shí)間對降解效果的影響，取0.5mL上清液置于比色管中，定容至50mL，依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。靜置15min后取一定量于比色皿中通過分光光度計(jì)在510nm波長處測定吸光度。 重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)3次，其降解量，按公式進(jìn)行計(jì)算苯酚含量，確定適宜的反響時(shí)間。2.4.3 苯酚模擬廢水濃度對

29、芬頓試劑降解苯酚效果的影響 固定芬頓試劑中亞鐵離子與過氧化氫摩爾比，pH值，反響溫度，考擦芬頓試劑對不同濃度苯酚模擬廢水去除率影響。 在25溫度環(huán)境下，量取5mL過氧化氫與100mL硫酸亞鐵于錐形瓶中，置于恒溫磁力攪拌器上震蕩1h，靜置10min，配制成亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5的芬頓試劑。 取上層清液10mL參加裝有100mL苯酚模擬廢水濃度分別100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L、500mg/L的模擬廢水，密封，恒溫磁力攪拌器上振蕩，靜置離心后，取0.5mL上清液置于比色管中，定容至50mL，依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4

30、-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。靜置15min后取一定量于比色皿中通過分光光度計(jì)在510nm波長處測定吸光度。 重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)3次，其降解量，按公式進(jìn)行計(jì)算苯酚含量，確定適宜的苯酚模擬廢水濃度。2.4.4 芬頓試劑中Fe2+與H2O2摩爾比對芬頓試劑降解苯酚效果影響 固定苯酚模擬廢水量及濃度，pH值，反響溫度，其他反響條件做適當(dāng)調(diào)整，配制亞鐵離子與過氧化氫摩爾比分別為1:4,1:5,1:7,1:10,1:20的芬頓試劑。 分別取取10mL參加含100mL 100mg/L苯酚模擬廢水的錐形瓶中，密封，置于恒溫磁力攪拌器上振蕩，靜置離心后。 取0.5mL上清液置于比色

31、管中，定容至50mL，依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。靜置15min后取一定量于比色皿中通過分光光度計(jì)在510nm波長處測定吸光度。 重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)3次，其降解量，按公式進(jìn)行計(jì)算苯酚質(zhì)量，確定適宜的芬頓試劑中亞鐵離子與過氧化氫摩爾比。2.4.5 反響溫度對芬頓試劑降解苯酚效果的影響 固定芬頓試劑中亞鐵離子與過氧化氫摩爾比及苯酚模擬廢水濃度，pH值及反響時(shí)間，量取5mL過氧化氫與100mL硫酸亞鐵于錐形瓶中，置于恒溫磁力攪拌器上震蕩1h，靜置10min，配制成亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5的芬頓試劑

32、。 取上層清液10mL參加裝有100mL，100mg/L的相同苯酚模擬廢水錐形瓶中，加熱到20、25、30、35、40，然后置于恒溫磁力攪拌器上振蕩，靜置離心后，觀察反響溫度對降解效果的影響。 取0.5mL上清液置于比色管中，定容至50mL，依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞。靜置15min后取一定量于比色皿中通過分光光度計(jì)在510nm波長處測定吸光度。 重復(fù)上述實(shí)驗(yàn)3次，其降解量，按公式進(jìn)行計(jì)算苯酚質(zhì)量，確定適宜的反響溫度。3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果及討論3.1 標(biāo)準(zhǔn)曲線以空氣作參比，分別取用0.01g/L的苯酚

33、標(biāo)準(zhǔn)液0.5mL、1.0mL、2.0mL、3.0mL、4.0mL和5.0mL參加5個同型號錐形瓶中，用蒸餾水稀釋到50mL。依次參加0.25mL20%的氨-氯化銨緩沖溶液、0.5mL2%的4-氨基安替比林溶液、0.5mL8%鐵氰化鉀溶液，充分混勻，密塞，放置15min后在510nm波長下，以空氣為參比，測定溶液的吸光度值。得到結(jié)果如下表3.1。表3.1 苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線數(shù)據(jù)苯酚標(biāo)準(zhǔn)溶液體積mL苯酚質(zhì)量(g)吸光度以空氣為參比0.550.711.0100.762.0200.863.0300.954.0401.045.0501.14 根據(jù)上表以實(shí)驗(yàn)吸取苯酚標(biāo)準(zhǔn)溶液的量0.5mL、1.0mL、2.0mL

34、、3.0mL、4.0mL、5.0mL，按照苯酚質(zhì)量g計(jì)算公式為得到苯酚質(zhì)量為橫坐標(biāo)，實(shí)驗(yàn)分別測得的吸光度值為縱坐標(biāo)，得到吸光度值相對于苯酚質(zhì)量一次函數(shù)的一條直線，即為苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線。繪制苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線見圖3.1。 圖3.1 苯酚標(biāo)準(zhǔn)曲線3.2 pH對芬頓降解苯酚的影響在2.4.1條件下，分別對每組進(jìn)行吸光度的測量，并根據(jù)公式計(jì)算出苯酚質(zhì)量，得出的實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表3.2。表 3.2 不同pH反響下稀釋后剩余苯酚質(zhì)量pH值吸光度稀釋后剩余苯酚質(zhì)量(g)10.9934.1720.8620.4830.703.6440.725.7550.9631.01根據(jù)上表繪制pH與稀釋后剩余苯酚質(zhì)量關(guān)系見圖3.2。 圖3.

35、2稀釋后剩余苯酚質(zhì)量與pH變化曲線表3.2中所得苯酚質(zhì)量是在100mL反響液中吸取0.5mL測得的，因此根據(jù)苯酚質(zhì)量計(jì)算公式可知剩余苯酚質(zhì)量為上表中苯酚質(zhì)量的200倍。苯酚初始質(zhì)量100mg/L0.1L=10mg，降解量=苯酚初始質(zhì)量-剩余苯酚質(zhì)量。結(jié)果見表3.3。表 3.3 不同pH下苯酚降解率pH值剩余苯酚質(zhì)量(mg)降解量(mg)降解率16.833.1731.724.095.9159.130.739.2792.741.158.8588.556.203.8038.0根據(jù)上表繪制pH與降解率關(guān)系如圖3.3。 圖3.3 pH對苯酚降解率的影響由圖3.2可以看出，pH值為13時(shí)，稀釋后苯酚剩余質(zhì)

36、量逐漸減小，當(dāng)pH值增大到3以后，稀釋后苯酚剩余質(zhì)量逐漸增大。由圖3.3可以看出，苯酚的降解率隨pH值的增大，呈現(xiàn)出先增加后減小的變化規(guī)律，pH值為3時(shí)，苯酚降解率最大為92.7%。依據(jù)芬頓試劑反響原理，pH值較低時(shí)，會影響亞鐵離子的催化再生，不利于反響堆進(jìn)行。而pH較高時(shí)，不僅抑制了氫氧自由基的產(chǎn)生，同時(shí)還是得Fe2+與H2O2以氫氧化物形式失去其原有的效用，而過氧化氫也會在pH值較高時(shí)無效分解，降低其利用率21，因此芬頓試劑降解苯酚模擬廢水的最正確pH值為3左右。3.3 反響時(shí)間對芬頓降解苯酚的影響在上述實(shí)驗(yàn)條件下，分別對每組進(jìn)行吸光度的測量，并根據(jù)公式計(jì)算出苯酚質(zhì)量，得出的實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表3

37、.4。表 3.4 不同時(shí)間反響下稀釋后剩余苯酚質(zhì)量反響時(shí)間(min)吸光度稀釋后剩余苯酚質(zhì)量(g)200.9530.0400.8822.6600.703.64800.692.591000.681.54根據(jù)上表繪制反響時(shí)間與稀釋后剩余苯酚質(zhì)量關(guān)系見圖3.4。 圖3.4稀釋后剩余苯酚質(zhì)量與反響時(shí)間變化曲線表3.4中所得苯酚質(zhì)量是在100mL反響液中吸取0.5mL測得的，因此根據(jù)苯酚質(zhì)量計(jì)算公式可知：剩余苯酚質(zhì)量為上表中苯酚質(zhì)量的200倍。苯酚初始質(zhì)量100mg/L0.1L=10mg，降解量=苯酚初始質(zhì)量-剩余苯酚質(zhì)量。所得結(jié)果如表3.5所示：表3.5 不同反響時(shí)間下苯酚降解率反響時(shí)間min剩余苯酚

38、質(zhì)量(mg)降解量(mg)降解率206.004.0040.0404.525.4854.8600.739.2792.7800.529.4894.81000.319.6996.9根據(jù)上表繪制反響時(shí)間與降解率的關(guān)系如圖3.5。 圖3.5 反響時(shí)間對苯酚降解率的影響由圖3.4可以看出20min到60min這段時(shí)間，稀釋后剩余苯酚質(zhì)量減少的很快，60min后反響趨于平穩(wěn)，稀釋后剩余苯酚質(zhì)量變化不大。由圖3.5可以看出芬頓試劑處理苯酚模擬廢水時(shí)開始反響很快，降解率變化很大。當(dāng)反響時(shí)間超過60min后苯酚模擬廢水的降解率根本穩(wěn)定不變。芬頓試劑降解苯酚廢水在60min時(shí)根本已經(jīng)完全反響，再增長反響時(shí)間，降解率

39、增加不明顯，說明反響在這個時(shí)間點(diǎn)趨于平衡。因此確定該項(xiàng)影響因素的實(shí)驗(yàn)最正確反響時(shí)間為60min。這點(diǎn)在實(shí)際工程上來講非常有意義，節(jié)約本錢，且H2O2分解自由基已分解完。因此廢水與藥劑混合后在反響器中的停留時(shí)間不會太長22。3.4 苯酚初始濃度對芬頓降解苯酚的影響在上述實(shí)驗(yàn)條件下，分別對每組進(jìn)行吸光度的測量，并根據(jù)公式計(jì)算出苯酚質(zhì)量，得出的實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表3.6。表 3.6不同苯酚初始濃度反響下稀釋后剩余苯酚質(zhì)量 苯酚模擬廢水濃度(mg/L)吸光度苯酚質(zhì)量(g)1000.703.642000.8418.383000.8620.484000.9530.005001.1045.75 根據(jù)上表繪制苯酚模擬

40、廢水濃度與稀釋后剩余苯酚質(zhì)量關(guān)系如圖3.6。圖3.6 稀釋后剩余苯酚質(zhì)量與苯酚模擬廢水變化曲線 表3.6中所得苯酚質(zhì)量是在100mL反響液中吸取0.5mL測得的，因此根據(jù)苯酚質(zhì)量計(jì)算公式可知剩余苯酚質(zhì)量為上表中苯酚質(zhì)量的200倍。苯酚初始質(zhì)量分別10mg,15mg,20mg,25mg,30mg。降解量=苯酚初始質(zhì)量-剩余苯酚質(zhì)量。所得結(jié)果表3.7所示。表 3.7不同苯酚初始濃度下苯酚降解率苯酚初始濃度mg/L苯酚初始質(zhì)量mg)剩余苯酚質(zhì)(mg)降解量(mg)降解率100 100.73 9.2792.7200203.6816.3281.6300 304.1025.9086.33400 405.9

41、934.0185.03500 509.1540.8581.70根據(jù)上表繪制苯酚模擬廢水濃度與降解率關(guān)系見圖3.7。 圖3.7 苯酚模擬廢水濃度對苯酚降解率的影響由圖3.6可知隨著苯酚模擬廢水濃度的增加，稀釋后剩余苯酚質(zhì)量逐漸增大。由圖3.7可知剛開始隨著苯酚模擬廢水濃度的增加降解率會降低。苯酚模擬廢水濃度為100mg/L時(shí)，芬頓試劑對其降解率最高，繼續(xù)增大苯酚模擬廢水濃度，其降解率緩慢增加但不會超過苯酚模擬廢水為100mg/L的降解率。當(dāng)苯酚模擬廢水濃度從200mg/L增加到300mg/L時(shí)，降解率有所增加，但不會超過苯酚模擬廢水濃度為100mg/L時(shí)的降解率。接著降解率又開始逐步降低。綜合上

42、述實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知采用芬頓試劑降解苯酚廢水時(shí)，苯酚廢水的濃度不宜過高23。3.5 亞鐵離子與過氧化氫摩爾比對芬頓降解苯酚的影響在上述實(shí)驗(yàn)條件下，分別對每組進(jìn)行吸光度的測量，并根據(jù)公式計(jì)算出苯酚質(zhì)量，得出的實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表3.8。 表 3.8 不同F(xiàn)e2+/H2O2摩爾比反響下稀釋后剩余苯酚質(zhì)量Fe2+/H2O2摩爾比吸光度苯酚質(zhì)量(g)0.250.8721.540.20.703.640.140.9024.690.10.9529.960.051.1348.91 根據(jù)上表繪制亞鐵離子與過氧化氫摩爾比與苯酚質(zhì)量關(guān)系見圖3.8。 圖3.8 稀釋后剩余苯酚質(zhì)量與亞鐵離子與過氧化氫摩爾比變化曲線表3.8中所得苯酚

43、質(zhì)量是在100mL反響液中吸取0.5mL測得的，因此根據(jù)苯酚質(zhì)量計(jì)算公式可知剩余苯酚質(zhì)量為上表中苯酚質(zhì)量的200倍。苯酚初始質(zhì)量100mg/L0.1L=10mg，降解量=苯酚初始質(zhì)量-剩余苯酚質(zhì)量。所得結(jié)果見表3.9。表 3.9 不同F(xiàn)e2+/H2O2摩爾比下苯酚降解率 Fe2+/H2O2摩爾比 剩余苯酚質(zhì)量(mg) 降解量(mg) 降解率 0.254.315.8758.7 0.20.739.2792.7 0.144.945.0650.6 0.15.994.0140.1 0.059.780.222.2根據(jù)上圖繪制亞鐵離子與過氧化氫摩爾比與降解率關(guān)系如圖3.9。 圖3.9 亞鐵離子與過氧化氫摩爾

44、比對苯酚降解率的影響由圖3.8可知，當(dāng)亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5時(shí)稀釋后剩余苯酚質(zhì)量最小，但隨著比例的增大或者變小稀釋后剩余苯酚質(zhì)量都會變大。由圖3.9可知，苯酚的降解率隨著Fe2+與H2O2摩爾比的減小先增加后降低，F(xiàn)e2+與H2O2摩爾比為1:5時(shí)，降解率最大。這是由于在芬頓試劑過氧化氫與亞鐵離子體系中，亞鐵離子在催化分解過氧化氫產(chǎn)生氫氧自由基方面起關(guān)鍵作用，當(dāng)亞鐵離子適量時(shí)，催化效果最好，加快過氧化氫的分解，增加水中氫氧自由基的濃度24。但是當(dāng)作為催化劑的亞鐵離子增多時(shí)，過多的亞鐵離子消耗過氧化氫，降低了降解率。隨著過氧化氫的增加，苯酚的降解效率明顯提高，繼續(xù)增加過氧化氫溶液用量，

45、苯酚去除率緩慢。分析認(rèn)為過量的過氧化氫會與氫氧自由基反響，使局部過氧化氫無效分解，故降解率不再增加25。3.6 反響溫度對芬頓降解苯酚的影響在上述實(shí)驗(yàn)條件下，分別對每組進(jìn)行吸光度的測量，并根據(jù)公式計(jì)算出苯酚質(zhì)量，得出的實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表3.9。表 3.10 不同溫度反響下稀釋后剩余苯酚質(zhì)量反響溫度吸光度苯酚質(zhì)量g200.769.96250.703.64300.7913.12350.8923.64400.9833.12根據(jù)上表繪制反響溫度與苯酚質(zhì)量見圖3.10。 圖3.10 稀釋后剩余苯酚質(zhì)量與反響溫度變化曲線表3.10中所得苯酚質(zhì)量是在100mL反響液中吸取0.5mL測得的，因此根據(jù)苯酚質(zhì)量計(jì)算公式

46、可知剩余苯酚質(zhì)量為上表中苯酚質(zhì)量的200倍。苯酚初始質(zhì)量100mg/L0.1L=10mg，降解量=苯酚初始質(zhì)量-剩余苯酚質(zhì)量。所得結(jié)果如表3.11。 表 3.11 不同反響溫度下苯酚降解率反響溫度剩余苯酚質(zhì)量mg降解量mg)降解率%201.998.0180.1250.739.2792.7302.627.3873.8354.735.2752.7406.623.3833.8根據(jù)上表繪制反響溫度與降解率關(guān)系如圖3.11。 圖3.11 反響溫度對苯酚降解率的影響由圖3.10可知剛開始隨著溫度的增加稀釋后剩余苯酚質(zhì)量會降低。當(dāng)反響溫度到達(dá)25時(shí)，稀釋后剩余苯酚質(zhì)量到達(dá)最低，繼續(xù)增高反響溫度，稀釋后剩余苯

47、酚質(zhì)量并不會降低，反而會逐漸升高。由圖3.11可知苯酚的降解率隨著溫度的增加先增大后減小，當(dāng)溫度為25時(shí)降解率最大。說明在最適溫度之前，升溫，分子碰撞劇烈，有利于反響正向進(jìn)行，但當(dāng)溫度到達(dá)最適溫度，繼續(xù)升溫，對于放熱反響來說，溫度升高，反響減慢，降解率反而降低26。因此可以得出芬頓試劑降解苯酚模擬廢水的最正確溫度為25。4 結(jié)論本論文對苯酚廢水污染的危害及化學(xué)處理苯酚廢水存在的問題進(jìn)行研究分析。探討了反響時(shí)間，反響溫度，pH值，苯酚模擬廢水濃度及芬頓試劑中Fe2+與H2O2摩爾比等多個因素對芬頓試劑降解苯酚模擬廢水的影響，得出了以下結(jié)論。1 在pH值為3，反響時(shí)間為60min，反響溫度為25，

48、苯酚模擬廢水的濃度為100mg/L，芬頓試劑中Fe2+與H2O2摩爾比為1:5時(shí)芬頓試劑處理苯酚模擬廢水的條件最正確且此條件下苯酚的降解率最大為92.7%。2 實(shí)驗(yàn)中各影響因素的規(guī)律為：pH值為13時(shí)，苯酚的降解率逐漸增大，當(dāng)pH值增大到3以后，降解率逐漸減小，pH值為3時(shí)，降解率最大；芬頓試劑處理苯酚模擬廢水時(shí)開始反響很快，降解率變化很大。當(dāng)反響時(shí)間超過60min后苯酚模擬廢水的降解率根本穩(wěn)定不變；隨著苯酚模擬廢水濃度的增加降解率會降低。苯酚模擬廢水濃度為100mg/L時(shí)，芬頓試劑對其降解率最高，繼續(xù)增大苯酚模擬廢水濃度，其降解率降低；當(dāng)亞鐵離子與過氧化氫摩爾比為1:5時(shí)降解率最高，但隨著比

49、例的增大或者變小其降解率都會變??；當(dāng)反響溫度小于25時(shí)，隨著反響溫度的增大降解率逐漸增大；當(dāng)反響時(shí)間大于25時(shí)，隨著反響時(shí)間的增大，降解率逐漸減小。本論文還存在一些缺乏，主要是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)進(jìn)行過程中藥品的稱量和實(shí)驗(yàn)儀器使得實(shí)驗(yàn)結(jié)果存在一定的誤差。除了這些，由于實(shí)驗(yàn)時(shí)間原因，我對影響芬頓試劑降解苯酚的影響因素考慮并不全面，有些影響在實(shí)驗(yàn)中并未考慮進(jìn)去。參 考 文 獻(xiàn)1 高延耀，顧國維，周琪. 水污染控制工程第三版北京: 高等教育出版，2021. 2 Jiaqi Chen, The automatic control system research of sewage treatment based

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