化学课件综述.doc

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1、催化臭氧化降解技术中的两个问题氧化技术和环境电化学方面的研究工作。E􀀁m ai:l sptong zjut. edu. cn􀀁 􀀁 作为一种清洁的强氧化剂, 臭氧在水处理行业已经有了极为广泛的应用, 臭氧氧化能力的选择性又促进了臭氧类高级氧化技术的快速发展。目童少平􀀁 臧兴杰􀀁 马淳安( 浙江工业大学化学工程与材料学院, 绿色化学合成技术国家重点实验室培育基地, 杭州)摘􀀁 要􀀁 探讨了有机物特性及中间产物H 2O2 在催化臭氧化中的作用。结果表明, 有机物在自由基链反

2、应过程中的特性直接影响催化臭氧化的降解效率。当目标有机物是对链反应具有促进作用的甲酸时, 自由基引发反应可以明显提高甲酸的臭氧化效率。当目标有机物是对自由基链反应具有抑制剂作用的乙酸时, O3和Fe2+ /O3对乙酸有着相似的降解效率。以上结果表明, 自由基引发反应并不是臭氧化降解效率提高的充分条件。另外, 当臭氧化过程有H2O2 产生时, 必须考虑类Fenton反应对臭氧化效率的影响。关键词􀀁 臭氧􀀁 催化臭氧􀀁 硝基苯􀀁 乙酸􀀁 甲酸􀀁 降解中图分类号􀀁 X703&

3、#1048577; 􀀁 文献标识码􀀁 A􀀁 􀀁 文章编号􀀁 1673􀀁9108( 2008) 01􀀁0019􀀁04Two problems in process of catalytic ozonation technologyTong Shaoping􀀁 Zang X ingjie􀀁 Ma Chunan( State Key Laboratory B reed ing B ase ofG reen Chem is

4、try􀀁Syn thesisT echnology, Co llege of Chem icalEng ineering andM aterials S cien ce, Zh ejiang Un ivers ity of Techn ology, H angzhou )Abstract􀀁 The roles of characteristics o f organic and interm ediateH2O2 in the process of catalytic ozonat ionw ere d iscussed in this paper. The

5、 experimenta l results indicated that characteristics o f organ ic in rad ica l react iondirectly affected deg radation efficiency of catalytic ozonation. When the targe t organicw as form ic ac id ( a promot􀀁er o f radica l reaction in o zonation) , a radical initiation react ion cou ld ob

6、v iously enhance the ozoantion efficiency.How ever, when the target organ ic w as acetic acid ( an inh ib ito r of radica l reaction) , Fe2+ /O3 and O3 had sim ilardeg radat ion effic ienc ies. These results indicate that init iation reaction is not a p lenary cond ition for enhanc ingdeg radat ion

7、effic iency of ozonat ion. A lso, when the interm ediate productH2O2 w as produced during ozonat ion,the effect of Fenton􀀁like reaction on the deg rada tion effic iency of ozonat ionmust be considered.Key words􀀁 o zone; cata lytic ozonation; n itrobenzene; form ic ac id; acetic aci

8、d; degradation基金项目: 国家自然科学基金资助项目( )收稿日期: 2007 - 04- 03; 修订日期: 2007- 11 - 19作者简介: 童少平( 1971 ) , 男, 博士, 副教授, 主要从事臭氧类高级前,臭氧类高级氧化技术主要有以下几种形式 1 3 :( 1) O3 /H2O2; ( 2) O3 /UV; ( 3) O3 /超声波; ( 4)催化臭氧化降解技术(以下记为O3 /M, M 代表催化剂)等。在上述几种工艺中, O3 /M 以其独特的优点而受到人们的青睐。人们对O3 /M 的研究始于20世纪90年代, 目前有关这方面的文献较多, 其中常见的催化剂有:

9、钴离子、锰离子及相关氧化物、铁离子及相关氧化物、A l2O3、T iO2、活性炭及一些负载型金属氧化物 4 10 。然而, 由于报道中的目标有机物和催化剂差异性较大, 有关O3 /M 的作用机理至今还处在推测状态, 也没有研究小组能建立一个降解性能具有广普性的O3 /M体系。Legube和Barbara等曾对O3 /M作过专门总结, 提出了几种催化臭氧化的可能机理 11, 12 ,但情况并不满意。纵观O3 /M 的历史和研究现状, 研究者对水体pH 值、催化剂加入量、催化剂对目标有机物的吸附性能、自由基猝灭剂的加入与否、臭氧浓度、臭氧化气体流量和有机物初始浓度等工艺条件均有着较为系统的探讨。然

10、而, 这些工作中基本上没有考虑以下2个重要因素: ( 1)有机物本身对自由基链反应的促进或抑制作用, 这直接影响着催化臭氧化的降解效率 13 ; ( 2)臭氧化降解芳族类化合物或含不饱和键有机物时会有中间产物H2O2 产生, H2O2 与M环境工程学报第2 卷(这里仅指金属及金属氧化物催化剂) 形成的类Fenton反应对臭氧化效率又有怎样的影响? 以上两个问题的探讨对澄清催化臭氧化技术的机理具有重要意义。1􀀁 实验装置与方法1. 1􀀁 实验装置实验采用的工艺流程如图1所示, 所用材料均采用316不锈钢、普通玻璃和聚四氟乙烯, 中间有些过渡连接采用硅橡胶管。臭

11、氧反应器为一带有恒温夹套的玻璃反应器, 布气装置为底部的砂蕊。实验中, 每次处理的水样为500 mL, 反应温度20􀀂 。所有的溶液均用二次蒸馏水配制。溶液的pH 值利用氢氧化钠或硫酸来调节。硝基苯在臭氧化降解过程中有H2O2 形成 14 ,而乙酸和甲酸分别是羟基自由基链反应的抑制剂和促进剂 13, 15 , 这3种化合物的特性对研究上述两个问题十分有利。在整个实验过程中, 硝基苯初始浓度为150mg /L, 相应的TOC0 为85􀀂2mg /L。乙酸和甲酸的初始浓度均为200 mg /L。臭氧化气体的流量为0􀀂67 L /m in, 进气

12、的臭氧浓度为14􀀂48 mg /L。实验中所选用的催化剂为Fe2+ 和Mn2+ , 两者均以硫酸盐的形式加入。图1􀀁 实验装置图F ig. 1􀀁 Exper im enta l setup1. 2􀀁 分析方法气相臭氧浓度采用碘量法测定; 水中双氧水浓度采用草酸钛钾法测定 16 ; 样品总有机碳( TOC)利用E lemental liqu iTOC (德国)测定。甲酸和乙酸浓度利用离子色谱仪D ionex 1500(美国, D ionex )测定, 分离柱型号; AS14, 淋洗液为3􀀂5mmo l /L

13、 Na2CO3 和1􀀂0 mmol /L NaHCO3。水中硝基苯浓度利用液相色谱W ater 1525􀀁2996 (美国)测定。色谱柱: Symm etry C18柱( 5 􀀁m ); 流动相: 甲醇/水(体积比) = 70 /30, 流速为1􀀂0 mL /m in, 检测波长为250 nm。2􀀁 结果与讨论2. 1􀀁 F e2+ 和Mn2+ 催化臭氧化降解甲酸和乙酸图2和图3为Fe2 + 和Mn2 + 催化臭氧化降解甲酸和乙酸的实验结果图( pH = 2􀀂0)。由图

14、2可见,加入Fe2+ 能明显提高臭氧化甲酸的降解效率, 而Mn2+ 无催化活性, 如在相同条件下处理30 m in后,O3、Mn2+ /O3 和Fe2+ /O3 对甲酸的去除量分别为76、70和154 mg /L。以上结果可能与Fe2+ 、Mn2+ 催化分解水中溶解臭氧的机理不同有关 17 。图3结果表明, Fe2+ 和Mn2+ 对臭氧化降解乙酸均无催化活性, 在相同条件下处理20 m in 后, O3、Fe2 + /O3 和Mn2+ /O3 对乙酸的去除效率很低(均在10 mg /L以内)。图2􀀁 O3、Fe2+ /O3 和M n2+ /O3 降解甲酸时浓度的变化Fig.

15、2􀀁 Changes of concentration o f form ic acid deg radedby O3、Fe2+ /O3 andM n2+ /O3图3􀀁 O3、Fe2+ /O3和M n2+ /O3降解乙酸时浓度的变化F ig. 3􀀁 Changes o f concentration of acetic ac id degradedby O3、Fe2+ /O3 andM n2+ /O3Fe2+ 可以引发溶解臭氧产生羟基自由基, 而Mn2+ 则不能, 故加入Mn2 + 不能提高臭氧化甲酸和乙酸的降解效率 17 。然而, Fe2

16、 + 对臭氧化降解甲酸20第1 期童少平等: 催化臭氧化降解技术中的两个问题和乙酸却显示了不同的结果, 表明有机物特性也是影响催化臭氧化降解效率的一个重要因素。在臭氧化体系中, 甲酸和乙酸分别是自由基链反应的抑制剂和促进剂 13, 15 。当Fe2+ 引发产生羟基自由基(产生量一般较少)后, 甲酸在降解过程中可以使链反应得到有效传递, 故臭氧化效率较高; 而乙酸是自由基链反应的抑制剂, Fe2 + 引发的羟基自由基很快被乙酸所猝灭, 链传递反应无法实现, 故Fe2 + /O3 降解乙酸的效率极低。以上结果表明。有机物在自由基链反应中所起的作用直接影响着催化臭氧化的降解效率。2. 2И

17、577; H2O2 /O3 降解甲酸和乙酸在臭氧类高级氧化技术中, H2O2 即是一种良好的自由基引发剂, 也是一种很好的链反应促进剂 13, 15 。因此, H2O2 /O3 在降解不同有机物时显示了较好的广谱性。为了验证有机物上述特性对臭氧类高级氧化技术降解效率的影响, 利用H2O2 /O3 分别降解了甲酸和乙酸( H2O2 的加入量均为10 mg /L) , 结果如图4所示。由图4可知, 加入少量H2O2 即可有效地提高甲酸的臭氧化降解效率,而乙酸的臭氧化效率没有得到明显的提高。研究中发现, 只有当H2O2 的加入量超过30 mg /L, 体系存在足够量的引发剂时, 乙酸的臭氧化效率才有

18、明显提高。这个结果也进一步说明, 被降解有机物在自由基链反应中所起的作用是催化臭氧化降解技术中的一个重要影响因素。图4􀀁 O3 和H2O2 /O3 降解甲酸和乙酸时浓度的变化F ig. 4􀀁 Changes o f concentrations o f form ic acid andacetic ac id degraded by O3 and H2O2 /O32. 3􀀁 中间产物H2O2 对催化臭氧化降解效率的影响􀀁 􀀁臭氧降解芳环类化合物或含不饱和键有机物时有中间产物H2O2 产生 13 。在合适的

19、条件下, H2O2能与催化剂M (这里仅指金属及金属氧化物) 形成类Fenton 反应, 进而影响臭氧化的降解效率, 而已有的文献中很少有研究者考虑过这一因素。图5为硝基苯单独臭氧化过程中H2O2 浓度随时间的变化( pH = 3􀀂0), 表明降解过程溶液中有较高的H2O2 浓度。图6为O3 和Fe2+ /O3 降解硝基苯时TOC 的变化情况, 由图6 可知, 加入Fe2+ 能提高臭氧化过程中TOC 的去除率, 如20 m in 后, Fe2+ /O3 对体系TOC 的去除比单独臭氧化高8􀀂5mg /L。当然, 该条件下Fe2+ 也可以分解水中臭氧生成羟基自

20、由基, 鉴于整个过程的复杂性及产生羟基自由基的相似性,实际工作很难定量化两者在整个氧化过程的贡献大小, 但这个因素的考虑对澄清催化臭氧化降解技术的机理具有重要的意义。图5􀀁 硝基苯臭氧化过程中H 2O2 浓度的变化Fig. 5􀀁 Evo lution of H2O2 concentrations du ringo zonation o f n itrobenzene ( pH = 3. 0) 图6􀀁 Fe2+ 对臭氧化硝基苯过程中TOC 浓度的影响F ig. 6􀀁 E ffect o f Fe2+ on the rema

21、in ing concentrationof TOC during ozonation of n itrobenzene( pH = 3􀀂0)3􀀁 结􀀁 论( 1)在催化臭氧降解技术中, 有机物在自由基链反应过程中所起的作用是影响臭氧化降解效率的一个重要因素。当目标有机物是对自由基链反应具有促进作用的甲酸时, 只要有合适的引发反应, 甲酸21环境工程学报第2 卷的臭氧化效率明显提高; 当目标有机物是对自由基链反应具有抑制作用的乙酸时, 自由基引发反应不能提高乙酸的臭氧化效率。考虑有机物的这个特性可以较好地解释以下这种研究现状: 尽管有很多这

22、方面的研究, 但还没有研究小组能建立一个对有机物降解具有广普性的O3 /M体系。( 2)当臭氧化过程有中间产物H2O2 形成时, 必须考虑催化剂M (这里仅指金属及金属氧化物)与H2O2 可能形成的类Fenton 反应对臭氧化降解效率的影响。( 3)在催化臭氧化降解技术的研究中, 综合考虑以上两个因素对进一步澄清催化臭氧化降解技术的作用机理具有重要意义。参考文献 1 M. A. 谢甫钦柯等著, 刘存礼译. 臭氧化法水处理工艺学. 北京: 清华大学出版社, 1987 2 Pa ra R. Gogate, An iruddha B. P. A rev iew o f im pera tivetec

23、hno log ies for w astew ater treatm ent: H ybr id m ethods.Advances in Env ironm enta l Research, 2003, 8: 553 597 3 Andreo zziR. , CaprioV. , Inso la A. , et al. Advanced ox i􀀁dation processes ( AOP) for wa ter purifica tion and recover􀀁y. Ca talysis Today, 1999, 53: 51 59 4 M a J

24、. , G raham N. J. D. Pre lim inary investigation of man􀀁ganese􀀁cata lysed o zonation for the destruc tion o f a tra zine.O zone Science& Eng ineering, 1997, 19: 227 240 5 Pines D. S. , Reckhow D. A. E ffect of d isso lved coba lt( ) on the o zonation o f ox alic ac id. Env iron. Sc

25、.i Tech􀀁no.l , 2002, 36( 19): 4046 4051 6 Andreozzi R. , Inso la A. , Carpio V. , et al. The k ineticso fM n( ) cata lysed ozonation of oxa lic ac id in aqueousso lution. W ate rRes. , 1992, 26( 7): 917 921 7 张彭义, 余刚, 蒋展鹏, 等. N i/Fe /Cu氧化物的催化臭氧化作用研究. 环境科学, 1998, 19( 4): 29 32 8 赵翔, 曲久辉, 李海燕

26、, 等. 催化臭氧化饮用水中甲草胺的研究. 中国环境科学, 2004, 24( 3): 332 335 9 Cooper C. , Burch R. An investiga tion o f catalytic ozona􀀁tion for the ox ida tion o f ha locarbons in dr ink ingw ate r prep􀀁ara tion. W ater Res. , 1999, 33( 18): 3695 3700 10 Karpe lVe l LeitnerN. , Om be rt B. G. Impact of

27、cata lystozonation on the rem ova l o f a che lating agent and surfac􀀁tants in aqueous. W ater Sc.i Techno .l , 1998, 38: 203209 11 Legube B. , Karpe lVe l Le itne rN. Cata ly tic ozonation: Aprom ising advanced ox ida tion techno logy for w ater trea t􀀁m ent. Cata lys is Today, 19

28、99, 53: 61 72 12 Barba ra K. H. , M ar ia Z. , Jacek N. C atalytic ozonationand m ethods o f enhanc ing m o lecular ozone reactions inwa ter trea tm ent. Applied Cata lys is B: Environmenta,l2003, 46: 639 669 13 Staehe lin J. , H o igne J. Decom po sition of ozone in w aterin the presence o f organ

29、ic so lutes acting as prom o ters andinh ib itors of rad ica l chain reactions. Env iron. Sc.i Techn􀀁o.l , 1985, 19( 12): 1206 1213 14 徐寿昌. 有机化学( 第2版). 北京: 高等教育出版社,1993. 54 55 15 Susan J. M asten, S im on H. R. Dav ies. The use o f o zo􀀁na tion to deg rade o rganic contam inants in

30、 w astew aters.Env iron. Sc.i Techno .l , 1994, 28( 4): 180A 185A 16 Se llers R. M. Spectropho tom etr ic dete rm ina tion o f hydro􀀁gen perox ide us ing potassium titan ium ( ! ) oxa late. TheAna lyst, 1980, 150: 950 954 17 Gr iffithW. P. Ozono lysis in coord ination chem istry andcata lys

31、 is: Recent advances. Coordination Chem istry Re􀀁v iew s, 2001, 219 221: 259 28122臭氧氧化-PAC 混凝法处理毛皮染色废水边佳佳1，方应森1*，黄海丽1，李思瑶1，冯炜2（1.嘉兴学院生物与化学工程学院，浙江嘉兴；2.嘉兴学院材料与纺织工程学院，浙江嘉兴）摘要：采用臭氧氧化与混凝相结合的方法处理毛皮染色废水。研究结果表明：混凝法对毛皮染色废水的臭氧氧化具有辅助协同作用，可强化臭氧氧化能力。臭氧氧化-PAC 混凝法对毛皮染色废水的色度和CODCr 去除率均较单独使用臭氧氧化有较大提高。当臭氧流量为

32、1600 mg/h、反应时间为30 min，混凝剂聚合氯化铝用量1600 mg/L、pH 为9时，臭氧氧化-PAC 混凝法对毛皮染色废水CODCr 的去除率可达44.69%，色度去除率达95.71%，处理后废水色度为30 倍，达到了污水综合排放标准(GB8978-1996)一级标准中对色度的要求。关键词：臭氧；混凝；毛皮染色废水中图分类号：X 794 文献标识码：AStudy on Treatment of Fur Dyeing Wastewater by Ozonation Oxidation-PAC Coagulation ProcessBIAN Jia-jia 1, FANG Ying-

33、sen 1*, HUANG Hai-li 1, LI Si-yao 1, FENG Wei 2(1.College of Biological，Chemcial Sciences and Engineering，Jiaxing University，Jiaxing ,China; 2. Materials andTextile Engineering College，Jiaxing University，Jiaxing ,China)Abstract: The treatment of fur dyeing wastewater by ozonation oxidation-coagulati

34、on process has been studied in thispaper. The coagulation process had synergistically assistted and enhanced effect in the treatment of fur dyeing wastewaterby ozonation oxidation. In comparison with ozonation oxidation，this combined process had the advantages of better CODCrremoval efficiency and d

35、ecoloration effect. The results of applying test in treatment of fur dyeing wastewater by ozonationoxidation- coagulation process，when the flow rate of ozonation was 1600 mg / h，the reaction time was 30 min，thedosage of coagulation was 1600 mg/L and pH 9，the removal rate of the chroma and the CODCr

36、were 44.69% and 95.71%.And the chromaticity of treated fur dyeing wastewater can achieve I-grade criteria specified in (GB 8978-1996).Key words: ozonation oxidation; coagulation; fur dyeing wastewater引言染色废水是毛皮污水色度高的主要原因，极少量的染料就可使废水有高色度，且常含有种类多、结构复杂的难降解有毒有机物。单一的物理、化学或传统的生物处理工艺，在去除色度与有毒有机物的效率、运行费用等方面均

37、不理想。臭氧是一种强氧化剂，用于污水处理可有效地消毒、除色、除臭、改善水味、去除有机物和降低CODCr 等。近年来，臭氧及其与其他手段联第23 卷第4 期2013 年8 月皮革科学与工程LEATHER SCIENCE AND ENGINEERINGVol.23，No.4Aug.2013第4 期边佳佳，等：臭氧氧化-PAC 混凝法处理毛皮染色废水合用于处理各种污水的技术获得了迅速发展1。混凝是一种比较经济的水处理方法，但采用混凝处理只能除去大部分悬浮的、胶状高相对分子质量有机物，大部分溶解态小相对分子质量有机物不能除去。若先用臭氧氧化将一些亲水性有机物分子结构中引入氧，再与其它含氢有机物发生缔合

38、，形成缔合度较大的胶束，当聚合度足够大时，水溶性开始降低，疏水性增大，此时若加入少量混凝剂，则很容易发生混凝沉淀析出而被除去2。近年来，有关臭氧混凝法在制药、造纸、染料、化工等行业废水处理中的应用研究取得了不错的效果3-9。_本文采用臭氧氧化与混凝相结合的方法处理毛皮染色废水，取得了良好的效果。1 实验部分1.1 主要试剂与仪器主要试剂：聚丙烯酰胺（PAM，阳离子型，相对分子质量4001000 万），上海恒力水处理材料有限公司；聚合氯化铝（PAC），巩义市拓普净水材料有限公司；重铬酸钾，天津市大茂化学试剂厂；硫酸，衢州巨化试剂有限公司；硫酸银，国药集团化学试剂有限公司；邻菲啰琳，国药集团化学试

39、剂有限公司；硫酸汞，国药集团化学试剂有限公司；硫酸亚铁铵，湖州湖试化学试剂有限公司。均为分析纯。主要仪器设备：DJ-Q2020A 电解法臭氧发生器，金华健桥环保科技开发有限公司；722N 分光光度计， 上海精密科学仪器有限公司；Tu-1810 紫外可见分光光度计，北京普析适用仪器有限公司；JJ-4 型六联电动搅拌器，常州国华电器有限公司；pHS-25 型pH 计，上海日岛科学仪器有限公司；FA1004 电子天平，上海市良平仪器仪表有限公司。1.2 实验方法1.2.1 水质指标的测定pH 值采用pH 计测定（玻璃电极法）；色度采用稀释倍数法进行测定；化学需氧量（CODCr ）采用重铬酸钾法进行测

40、定10。1.2.2 臭氧氧化实验（1）测定最大吸收波长：用蒸馏水稀释至一定浓度（吸光度接近0.80.1）的毛皮染色废水，用紫外可见光分光光度计扫描吸收曲线（210700 nm），得到废水的最大吸收峰波长。（2） 臭氧氧化处理毛皮染色废水：反应在500 mL 的三口烧瓶中进行，为保证测定吸光度的准确度，毛皮染色后废水初始浓度的吸光度值接近0.8（0.1），废水体积200 mL，臭氧发生器预热后通入臭氧（臭氧质量流量为1600mg/h），开始计时，反应过程中，每隔一段时间吸取适量的废水，测定其最大吸收波长max 的吸光度，并记录对应的反应时间，直到废水的吸光度变化幅度不大为止。以实验过程中测得的吸

41、光度计算脱色率=（1-At/A0）100%，其中：At是反应过程中测得的吸光度；A0是初始吸光度。1.2.3 混凝实验取毛皮染色废水水样2 L，按照1.2.2 中确定的最佳条件通入一定量的臭氧氧化，然后，取此经臭氧预处理过的水样200 mL 分别于6 个250 mL 烧杯中，置于六联电动搅拌器下，快速搅拌（160 rmin-1）下投加适量混凝剂，1 min 后，慢速搅拌（5080 rmin-1） 反应10 min，静置30min，取上清液测定其CODCr 和色度。2 结果与讨论2.1 毛皮染色废水水质指标测定结果根据1.2.1 中的测定方法进行毛皮染色废水的水质指标测定，测定结果如表1 所示。

42、2.2 臭氧氧化时间对毛皮染色废水的脱色率的影响通过实验测定，毛皮染色废水的最大吸收波长为413 nm。当臭氧流量为1600 mg/h，毛皮表1 毛皮染色废水水质指标测定结果Tab. 1 The water quality measurement results of fur dyeing wastewater_ CODCr/_mg/L_ _ pH _ 1119.19 700 3.14_75皮革科学与工程第23 卷图1 脱色率（%）与降解时间t（s）的关系曲线图Fig.1 Decolorizing rate(%) vs time t(s) by ozone染色废水经臭氧氧化处理稳定后（30 m

43、in）废水CODCr 为862.60 mg/L、色度为300 倍、pH 基本不变，即CODCr、色度去除率可分别达到22.93%、57.14%。在臭氧氧化过程中，废水脱色率（%）与通入臭氧的时间（即降解时间）t（s）的关系如图1 所示。2.3 混凝最佳实验条件的确定在混凝法处理废水中，有许多因素影响混凝效果，如混凝剂的种类、混凝剂的用量、pH值、水温、水样浊度、搅拌速度、搅拌时间和助凝剂的种类等。在本实验中，由于所用水样为取自同一工段的毛皮染色废水，故浊度基本相同，因此浊度因素可忽略；实验是室温条件下进行的，故水温因素也忽略；对搅拌时间、搅拌速度影响因素，实验参考了文献12的结果：快速搅拌1

44、min，转速为160 r/min，慢速搅拌10 min，转速为5080r/min；实验中选取水处理混凝处理最常用的混凝剂聚合氯化铝（PAC）作为混凝剂；助凝剂因素未予考虑。实验研究的影响因素为：混凝剂的用量和pH 值。由于实验只考查了2 个因素，因此选用单因素实验方法确定最佳实验条件。当臭氧流量为1600 mg/h，氧化时间30 min，对毛皮染色废水进行臭氧氧化预处理，处理后的废水再进行混凝实验。2.3.1 混凝剂PAC 的投加量对处理效果的影响在pH 恒定不变的情况下改变PAC 的加入量，以确定PAC 用量的最佳值。实验结果如图2所示。从图2 可以看到，色度去除率随着PAC 用量的增加而逐

45、渐增加，当PAC 的用量大于200mg/L 时，色度去除率随着PAC 用量的增加而迅速提高，并在用量为1600 mg/L 时，达到最大值；当PAC 的用量继续增加时，影响了混凝沉淀过程中混凝剂的絮凝作用，使色度去除率下降。由此可知，PAC 的用量存在最佳值，此时显现出的混凝效果最好。本次实验得到的PAC 的最佳用量为1600 mg/L，对应的色度去除率为87.17%。2.3.2 不同pH 对处理效果的影响当在PAC 投加量为1600 mg/L 恒定不变的情况下，改变废水的pH 值，以确定PAC 的最佳适用pH 值。实验结果如图3 所示。_从图3 可以看到，pH 值在69 时，色度去除率随着pH

46、 增大而逐渐增加，当pH 值大于4 时，色度去除率随着pH 增大而迅速提高，且色度去除率保持较高水平，当pH 值为9 时，色度去除图2 PAC 投加量对色度去除率的影响Fig.2 The effect of PAC dosage on the color removal rate图3 pH 值对色度去除率的影响Fig.3 the effect of pH on the color removal rate76第4 期率达到最大值。当pH 值继续增大时，影响了混凝沉淀过程中混凝剂的絮凝作用，使色度去除率下降。由此可知，PAC 最佳适用pH 值为9，此时对色度去除率为86.01%。2.3.3 臭氧

47、氧化法和臭氧氧化-PAC 混凝法最佳实验条件下废水处理结果比较分别在臭氧氧化法和臭氧氧化-PAC 混凝法的最佳实验条件下处理毛皮染色废水，所得结果如表2 所示。通过对比可以看出采用臭氧氧化-PAC 混凝法处理毛皮染色废水的效果明显优于臭氧氧化法，混凝法对毛皮染色废水的臭氧氧化具有辅助协同作用，可强化臭氧氧化能力。色度去除率从57.14%提高到95.71%，提高了38.57%，且处理后废水色度由300 倍提高到30 倍，达到了污水综合排放标准（GB8978-1996） 一级标准中对色度的要求；CODCr 的去除率从22.93%提高到44.69%，提高了21.76%，极大地降低了后续生化处理的有机

48、负荷。3 结论（1）臭氧氧化法对毛皮染色废水的脱色效果明显，当臭氧流量为1600 mg/h、反应时间为30 min 时，CODCr、色度去除率可分别达到22.93%、57.14%.（2）以臭氧氧化预处理毛皮染色废水，聚合氯化铝为混凝剂的混凝法最佳实验条件为：混凝剂聚合氯化铝用量为1600 mg/L，pH 值为9。（3）混凝法对毛皮染色废水的臭氧氧化具有辅助协同作用，可强化臭氧氧化能力。臭氧氧化-PAC 混凝法对毛皮染色废水的处理效果明显，色度去除率达95.71%，CODCr 去除率可达44.69%，并且该法具有过程简单、操作方便、投资省等优点，仅需在混凝沉淀法的基础上增加氧化反应设备就可实现对废水的有效处理，具有一定的应用价值。参考文献：1 贾瑞平，陈烨璞.臭氧联合氧化技术在污水处理方面的新进展J.工业水处理，2007，27（5）：4-9.2 吴玲，楼台芳，陈定，等.臭氧氧化和混凝联合处理地表水中有机物