双氧水反应以及控制Fendon试剂的作用机理：Fe 2++H 2O 2→Fe 3++·OH+OH-Fe 3++H 2O 2→Fe2++·H02+H +F 2++·0H→Fe3++OH -Fe 3++·HO 2→F 2++02+H +过氧化氢与催化剂Fe 2+构成的氧化体系通常称为Fenton试剂。

在催化剂作用下，过氧化氢能产生两种活泼的氢氧自由基，从而引发和传播自由基链反应，加快有机物和还原性物质的氧化。

Fenton试剂一般在pH 3.5下进行，在该pH值时羟基自由基生成速率最大。

1894年，化学家Fenton首次发现有机物在(H 202)与Fe 2+组成的混合溶液中能被迅速氧化，并把这种体系称为标准Fenton试剂，可以将当时很多已知的有机化合物如羧酸、醇、酯类氧化为无机态，氧化效果十分明显。

Fenton试剂是由H 2O 2和Fe 2+混合得到的一种强氧化剂，特别适用于某些难治理的或对生物有毒性的工业废水的处理。

由于具有反应迅速、温度和压力等反应条件缓和且无二次污染等优点。

1.Fenton试剂降解有机物的机理Fenton试剂之所以具有非常高的氧化能力，是因为在Fe 2+离子的催化作用下H 202的分解活化能较低(34．9kJ/too1)，能够分解产生羟基自基OH·。

同其它氧化剂相比，羟基自由基具有更高的氧化电极电位，因而具有很强的氧化性能。

COD的双氧水降解发现钻井污水处理的影响因素中，H202／CODcr对CODcr去除率影响最大，其次为pH值，最后为反应时间。

影响因素最佳工艺条件为：H202／CODcr为1.5，PH值为3，氧化反应时间3h，钻井污水中CODcr，的去除率达95.2％，该工艺具有能耗低、运行成本低和操作简单等特点。

开始加入H202前180min，CODcr，随时间的延长而增大，且基本维持一种线性关系，当超过180min以后，CODcr，去除率基本稳定，其主要原因是反应速度的降低和产生了难以被H202氧化的一些中间体，使CODcr，难以进一步降低。

随着H2O2加入量的增加,COD的降解率的变化为先增大后又减小,当加入量为110mL时,COD的降解率已达到最大,但当加入量超过1.60mL时,COD测定值会超过电镀废液原样的COD值,这是因为重铬酸钾是一种强氧化剂,在强酸条件下,双氧水被重铬酸钾氧化表现出还原性,其反应式为:Cr2O72-+3H2O2+8H+→2Cr3++7H2O+3O2样品液中反应剩余的双氧水消耗了部分重铬酸钾,从而使COD计算值增加。

当H2O2的量不变,改变放置时间,COD的降解率则出现明显的差异:当天配制的H2O2处理效果最显著,随着时间延长,降解效果越来越差,这与双氧水的不稳定性有关。

随着氧化时间的增加,COD的降解率随之增加,当氧化时间超过45min,随着氧化时间的增加,COD的降解率已达平衡。

随着废液pH的增大,COD的降解率也随之增加,当pH达到10以后,COD的降解率变化已趋于平缓。

这是由于电镀废液中含有较多的金属离子(Cr3+,Ni2+,Cu2+),它们的存在会加速H2O2的分解,而在一定的碱性环境中,这些金属离子会生成沉淀而被除去,从而消除了金属离子对双氧水的干扰。

另一方面,H2O2的活性成分是过氧羟基离子:H2O2→HOO-+H+,当溶液中存在OH-时可促进上述反应向右移动,就会生成大量的HOO-,加强其活化度。

在pH为10以上的碱性条件下,用当天配制的双氧水氧化。

Fenton试剂氧化降解有机物是依靠Fe2+催化H202分解产生的高活性、高氧化电极电位的羟基自由基·OH来完成的，不同的废水成分所需的最佳工艺条件不尽相同。

废水,去除率较低，这因为Fenton试剂主要是在酸性条件下发生作中CODcr用，在中性和碱性的环境中，Fe2+不能催化H202产生·OH，且pH过高会导致Fe2+。

生成氢氧化物沉淀，起不到催化剂的作用，阻碍了·OH 的生成，从而不能有效降解、去除有机物。

Fe2+是催化产生自由基的必要条件，在无Fe2+的条件下，H202很难分解产生·OH自由基，当Fe2+浓度过低，Fe2++H2O2→Fe3+十OH-十·OH 速度极慢，当Fe2+的浓度过量时，它被还原且自身氧化为Fe2+，消耗药剂的同时增加出水色度。

二硝基重氮C6(NO2)2N2O，简称DDNP，D2DNP废水处理，废水pH值是主要影响因素，其次是H2O2和Fe2+的投加量。

最后是光照时间；当pH在3-4之间、H2O2用量8mL／L左右、Fe2+加入量为5—6mL／L和光照4h条件下，CODcr去除率可达98．5％以上。

镀镍废水中氰化物的处理方法用漂水处理含镍废水中的氰化物,由于生成氢氧化高镍沉淀,次氯酸钠利用率太低,方法不可行。

用双氧水破氰效果较好,但过量的双氧水分解后产生氧气,使氢氧化镍沉淀上浮,给沉淀分离带来了困难,用焦亚硫酸钠还原过量的双氧水,能够有效地解决这个问题。

加氢氧化钠将废水pH控制在10左右,既可使镍离子完全沉淀,又可以使双氧水破氰反应顺利进行。

产品在镀镍前要先在氰化物电解液中镀铜,镀件镀铜后不可避免地将少量的氰化物带到镀镍槽,使镀镍废水中含有氰。

在碱性条件下,二价镍能被氯、溴或次氯酸盐氧化成黑色紧密的Ni(OH)3沉淀。

在上述破氰实验中,向混合反应池中加入漂水后,是次氯酸钠将氢氧化镍氧化成了氢氧化高镍。

由于破氰反应速度较慢,而氢氧化高镍沉淀的生成速度则十分迅速,因此,如果用碱性氯化法处理含镍废水中的氰化物,次氯酸钠首先将二价镍氧化成三价镍而生成氢氧化高镍沉淀,然后,次氯酸钠才能与氰发生反应。

含镍电镀废水中镍离子的质量浓度较高,约为100～200mg/L,而氰化物的质量浓度则较低,一般为1～10mg/L,由此可见,如果用漂水破氰,次氯酸钠的利用率是很低的,该方法的可行性很小。

在pH9～11的范围内,双氧水的破氰效果较好。

含镍废水中除了含有氰化物外,还含有二价铁和有机添加剂等还原性物质,它们也影响破氰时双氧水的质量浓度。

二价铜离子对双氧水的破氰反应起催化作用,如果没有铜离子参与,双氧水的氧化速度则较慢。

双氧水不能将氢氧化镍氧化成氢氧化高镍。

在pH9～11的范围内,双氧水的破氰效果较好。

工艺流程用泵将含镍废水送至混合反应池,加氢氧化钠溶液和双氧水,氢氧化钠与镍离子反应生成氢氧化镍沉淀,氢氧化钠的加入量用pH控制系统自动控制,将pH控制在10左右,双氧水与氰化物反应生成二氧化碳和氮气,双氧水的加入量用ORP控制系统自动控制,ORP值的设定应根据破氰反应的结果调整,通过化学分析,以氰化物达标为准。

在pH 约为10的条件下,镍离子能够完全沉淀,双氧水的破氰效果也较好。

含镍废水从混合反应池进入反应池,双氧水继续与剩余的微量氰反应。

设计两个反应池的目的是为了提高双氧水的破氰效率,因为双氧水破氰反应的速度不是很快。

如果只设一个反应池,那么,当含镍废水进入反应池后,在搅拌机的搅动下,未经充分反应就会进入絮凝池,设计两个反应池,相当于延长了双氧水破氰反应的时间。

含镍废水经过沉淀和破氰后进入絮凝池,在絮凝池中加絮凝剂使氢氧化镍沉淀絮凝成较大的颗粒,以便于沉淀物的沉降分离。

在絮凝池中同时还需要加入少量的焦亚硫酸钠溶液,用其还原破氰反应后剩余的双氧水。

如果不采取这项措施,在絮凝池和后面的沉淀分离池中双氧水分解产生氧气,气体会吸附在沉淀颗粒上使沉淀上浮,给沉淀的分离带来困难。

焦亚硫酸钠的用量可依据经验控制,以沉淀分离池中沉淀物不上浮为准。

在絮凝池中用焦亚硫酸钠还原过量的双氧水,会使废水中COD值增高,如果由此导致COD超标,在pH终端控制池中加入适量的漂水可以有效降低废水的COD值。

1过氧化氢法处理含氰污水原理在用铜(Cu2+)作催化剂,pH=9.5-11的条件下,H2O2能使游离氰化物及金属络合物(铁氰化物除外)氧化成氰酸盐,以金属氰络合物形式存在的铜、锡等金属,一旦其氰化物被氧化除去后,它们就会生成氢氧化物沉淀,CN-+H2O2Cu2+CNO-+H2O Me(CN)2-4+4H2O2+2OH-Cu2+Me(OH)2↓+4CNO-+4H2O,那些过量的过氧化氢也能迅速分解成水和氧气,2H2O22H2O+O2↑。

铁氰络合物稳定,不能被双氧水氧化,但可通过与铜离子络合形成亚铁氰化铜沉淀除去,Fe(CN)64-+2Cu2+[Cu2Fe(CN)6]。

上述反应中生成的氰酸盐水解生成铵离子和碳酸盐离子或碳酸氢盐离子,水解速度取决于pH[1]由于双氧水的分解受时间的影响,随时间的延长,处理效果越好,一般控制反应时间90min以上,最低不低于60min。

氧化效果受pH值的影响较大，在中性条件及偏碱性条件下，总氰去除率较高，在中性时达到最高。

随着酸性条件或碱性条件的逐渐增强，总氰去除率下降较为迅速。

推测其原因，可能是中性及偏碱性条件下（pH值=7~8），由于Cu2+的催化作用，H2O2的氧化电位比较高，有利于CN-氧化反应的进行。

但随着pH值的逐渐增加，一方面络合态氰可能较中性和酸性条件下更稳定，且Cu2+在强碱性条件下会形成Cu(OH)2沉淀，影响了其催化作用；另一方面，pH值的升高加剧了H2O2的无效分解。

而酸性条件下废水中的氰根离子又以较难被氧化的络合态为主，因此氧化效果较差。

（1）试验得到的最佳参数为：pH值为7，电机搅拌速度为100r/min，体积分数为30%的H2O2投加量为2.5mL/L，H2O2氧化处理时间为2h。

最终处理后水样总氰质量浓度由5.30mg/L降至0.32mg/L，Cu2+的去除率达90%。

（2）该工艺在常温常压条件下进行，具有高效、经济、易于操作等优点。

实际工程运行中排放口出水总氰的质量浓度由3.06~ 6.54 mg/L降至0.10mg/L以下。

CN一+H2O2→CNO一+H20CNO一+2H2O→NH3+HCO3～含铜铬电镀废水的处理2Cr(OH)3+3H2O2+4OH-=2CrO42-+8H2OPb2++Cr2O72-+H2O=2PbCrO4↓+2H+Pb2++2OH-=Pb(OH)2↓众所周知许多还原剂，如亚铁盐、亚硫酸盐、硫代硫酸盐、硫化物等在酸性条件下还原六价铬，一般控制PH2-3，这是由于六价铬在酸性条件下有很强的氧化性，其氧化还原电位远高于同一条件下的上述还原物的氧化还原电位。

那幺在碱性条件下又是如何呢?从文献中不难查到，在pH=14时六价铬还原为三价铬的克式量电位=一O．12V，此时二价铁氧化为三价铁的克式量电位<-0．56V，这就是说在碱性介质中，CrO42-／CrO2-,氧化还原电位仍然太干Fe3+／Fe2+的氧化还原电位。