USE OF SELECTED ADVANCED OXIDATION PROCESSES (AOPs) FOR 翻譯

1、使用選定的高級(jí)氧化工藝進(jìn)行廢水處理-一個(gè)微型審查Water and Air Quality Laboratory, Department of Environment University of the Aegean, University Hill, Mytilene 81100, Greece摘要： 高級(jí)氧化工藝(AOPs)被廣泛用于去除工業(yè)和城市廢水中的頑固有機(jī)成分。本次研究的目的是審查使用二氧化鈦/紫外線過(guò)程,過(guò)氧化氫/紫外線和芬頓反應(yīng)的廢水處理過(guò)程。主要的反應(yīng)和影響這些過(guò)程的操作參數(shù)(目標(biāo)化合物的初始濃度、氧化代理量和催化劑量、廢水種類等)，當(dāng)最新的幾個(gè)污水處理系統(tǒng)被應(yīng)用。這些方法具

2、有突出的優(yōu)點(diǎn)和缺點(diǎn)，對(duì)一些未來(lái)的挑戰(zhàn)(減少運(yùn)營(yíng)成本，采用流程集成的策略)進(jìn)行了討論。關(guān)鍵字： 二氧化鈦/紫外線；氧化氫/紫外線；芬頓；芬頓照片；廢水。1.介紹 檢測(cè)到各種有機(jī)化合物在工業(yè)和市政污水中。這些化合物（括合成有機(jī)化學(xué)物質(zhì)和天然的物質(zhì)）于其抗生物降解和對(duì)微生物的毒性過(guò)程在生物處理系統(tǒng)造成嚴(yán)重問(wèn)題。因此，替代治療技術(shù)的使用，旨在采集礦物或耐火材料分子轉(zhuǎn)變成他人可進(jìn)一步生物遞降分解，這是一個(gè)引起十分關(guān)注的問(wèn)題。在他們中，高級(jí)氧化工藝(AOPs)已經(jīng)被用于處理廢水中頑固的有機(jī)化合物，如農(nóng)藥、表面活性劑、色素、制藥和內(nèi)分泌干擾化學(xué)物質(zhì)。此外，他們已經(jīng)成功地用作預(yù)處理方法以減少有毒有機(jī)化合物的濃

3、度，抑制生物的污水處理過(guò)程。 AOPs函數(shù)的主要機(jī)制是高活性自由基的生成。羥基自由基(HO)能有效的破壞有機(jī)化合物，因?yàn)樗麄兪潜粍?dòng)親電子試劑（電子喜歡的）能與幾乎所有負(fù)電子的有機(jī)化合物無(wú)選擇性的快速反應(yīng)。他們是一個(gè)氧化潛力為2.33 V且能表現(xiàn)出比較傳統(tǒng)氧化劑如過(guò)氧化氫或KMnO4更快的利率的氧化反應(yīng)(Gogate and Pandit, 2004a)。一旦生成，羥基自由基可以通過(guò)激進(jìn)的攻擊有機(jī)化合物(式.1)，抽氫反應(yīng)(式.2)，電子轉(zhuǎn)移(式.3) (SES, 1994)。R + HO ROH (1) R + HO R + H2O (2) Rn+ HO Rn1+ OH (3) 大量的方法分類

4、廣泛定義下的高級(jí)氧化工藝（AOPs）(圖1)。他們中的大多數(shù)與催化劑(例如 H2O2，O3)、強(qiáng)氧化劑(如過(guò)渡金屬離子)和輻射（例如,紫外線可見(jiàn)光)結(jié)合使用?？捎貌煌母呒?jí)氧化工藝產(chǎn)生羥基自由基，二氧化鈦/紫外線的過(guò)程，過(guò)氧化氫/紫外線過(guò)程和芬頓反應(yīng)似乎是一些最流行的技術(shù)對(duì)廢水處理文獻(xiàn)中出現(xiàn)的大量的數(shù)據(jù)而言。斯高帕斯數(shù)據(jù)庫(kù)中搜索顯示，在過(guò)去的十年超過(guò)1000篇論文已經(jīng)發(fā)表了這些方法在廢水處理的應(yīng)用。在目前的研究中，一個(gè)微型審查上述過(guò)程已經(jīng)完成。用最近的一些應(yīng)用程序?qū)χ饕姆磻?yīng)和影響這些過(guò)程的參數(shù)進(jìn)行了討論。表1：文獻(xiàn)中可用的高級(jí)氧化工藝過(guò)氧化氫/紫外線臭氧/二氧化鈦過(guò)氧化氫/臭氧芬頓反應(yīng)(Fe

5、2+/H2O2, H2O2/Fe2+/紫外線) 二氧化鈦/紫外線超聲波分解臭氧/紫外線臭氧超聲波分解臭氧/紫外線/過(guò)氧化氫催化氧化臭氧/二氧化鈦/過(guò)氧化氫超臨界水氧化2.廢水處理中使用的高級(jí)氧化工藝（AOPs）2.1二氧化鈦/紫外線的過(guò)程 在二氧化鈦/紫外線過(guò)程中，鈦氧化物半導(dǎo)體吸收紫外光并生成羥基自由基。具體來(lái)說(shuō)，在紫外線光照的二氧化鈦，傳導(dǎo)帶電子和價(jià)帶空穴是最初產(chǎn)生的(式.4)。帶電子與表面吸附分子氧產(chǎn)生超氧化物自由基陰離子（式.5），而帶孔與水相互作用產(chǎn)生羥基自由基(式.6) (Crittenden et al., 2005): TiO2 + h ecb + h+ (4) ecb + O

6、2 O2- (5) h+ H2O H+ HO (6) 有機(jī)化合物可以通過(guò)他們的反應(yīng)進(jìn)行氧化降解與價(jià)帶空穴，羥基和過(guò)氧化物自由基以及通過(guò)他們的反應(yīng)與電子還原。 到目前為止，二氧化鈦/紫外線過(guò)程已經(jīng)被廣泛用于污水處理。這個(gè)過(guò)程的主要優(yōu)點(diǎn)是操作是在環(huán)境條件下，缺乏質(zhì)量傳遞限制，當(dāng)納米粒子作為催化劑，以及可能使用的太陽(yáng)能輻射。此外，二氧化鈦是一種廉價(jià)的，現(xiàn)成的材料而且光生孔高度氧化。另外，二氧化鈦能夠廣泛的使有機(jī)化合物氧化成二氧化碳和水等無(wú)害的化合物(Chatterjee and Dasgupta, 2005)。 影響二氧化鈦/紫外線過(guò)程的主要因素有：最初的有機(jī)負(fù)荷,催化劑的量，反應(yīng)堆的設(shè)計(jì)，紫外線照

7、射時(shí)間、溫度、溶液的pH值、光強(qiáng)度和離子物種的存在。使用過(guò)多的催化劑可以降低的能量轉(zhuǎn)移到介質(zhì)由于催化劑粒子提供的不透明性催化劑顆粒(Gogate and Pandit, 2004a)。反應(yīng)堆的設(shè)計(jì)應(yīng)該保證催化劑表面的均勻輻照(Ray, 1999)。溫度值20至80攝氏度，對(duì)于溫度輕微的影響需要受到注意。然而，在溫度高于80度，據(jù)報(bào)道會(huì)降低反應(yīng)速率(Herrmann, 1999)。溶液的pH值對(duì)光催化氧化有一個(gè)復(fù)雜的影響。弱酸性污染物在低pH值時(shí)會(huì)使反應(yīng)速率增加(Andreozzi et al., 2000)。另一方面，在堿性條件下水解污染物可能顯示反應(yīng)速率增加和pH值增加 (Choi and

8、Hoffmann, 1997)。最后,離子物種的存在可能影響通過(guò)吸附污染物的降解過(guò)程，吸收紫外線和羥基自由基反應(yīng)(Gogate and Pandit, 2004a)。 最近的一些二氧化鈦/紫外線工藝在廢水處理中的應(yīng)用介紹如下。光催化氧化已被廣泛用于處理橄欖油廠廢水(Marques et al., 1996; Vigo and Cagliari, 1999)。在最近的一項(xiàng)研究中，在紫外線照射下二氧化鈦用于稀釋(1/100)橄欖油廠廢水的處理。24小時(shí)后在1g/L二氧化鈦中存在物，幾乎22%和94%的COD和酚類化合物被去除(El Hajjouji et al. 2008)。Chatzisymeo

9、n et al. (2008)調(diào)查的使用橄欖處理廢水的處理過(guò)程。結(jié)果顯示，處理效率增加與減少最初的COD與增加接觸時(shí)間和催化劑濃度。采用這種方法作為一種預(yù)處理方法導(dǎo)致處理的污水比進(jìn)水生物降解能力降低。這個(gè)觀察結(jié)果表明，大部分的可生物降解的化合物在最初廢水處理中被摧毀或著形成不可生物降解的中間體。 二氧化鈦光催化氧化為了調(diào)查研究對(duì)含酚廢水在初始苯酚濃度，催化劑的量，溶液的pH值，光強(qiáng)度的影響(Laoufi et al., 2008)。幾乎99%的目標(biāo)化合物被照射4小時(shí)后。光照強(qiáng)度從15 W增加到400 W和二氧化鈦的數(shù)量從0.1/L增加到1g/L從而提高苯酚降解。 在紫外線 /二氧化鈦系統(tǒng)中直接

10、耐酸大紅4BS(偶氮活性紡織染料)的光催化降解被調(diào)查(Sohrabi and Ghavani, 2008)。pH值、反應(yīng)速率和催化劑裝載是影響確定最大降解的最佳條件。結(jié)果表明，酸性pH值是合適光催化去除直接耐酸大紅4BS。染料降解速率常數(shù)與二氧化鈦濃度增加到4 g/L，然后隨二氧化鈦濃度增加而降低。在加載水平較低，光子吸附控制的反應(yīng)程度由于催化劑表面積有限。在高加載水平下光散射勝過(guò)了光子的催化劑顆粒吸附。 用反滲透處理的集中生產(chǎn)的高率膜生物反應(yīng)器 (MBR)使用光催化污水處理(Dialynas et al., 2008)。觀察30%的有機(jī)碳被除去在0.5到1 g / L的二氧化鈦中50 - 6

11、0分鐘(黑暗的實(shí)驗(yàn))。懸浮液在長(zhǎng)波紫外線下輻射，氧化的有機(jī)碳發(fā)生49%到41%的有機(jī)碳被去除在高和低的催化劑層，分別。 二氧化鈦輔助光催化降解污染物的使太陽(yáng)能燈已經(jīng)成功地作為一個(gè)經(jīng)濟(jì)上可行的過(guò)程，可以替代昂貴和危險(xiǎn)的人造光源(Muruganandham and Swaminathan, 2004)。通常情況下，太陽(yáng)能光催化降解反應(yīng)是由直接使用太陽(yáng)能照明(Gonçalves et al., 2005)或使用拋物面集熱器(Malato et al., 2002)。在最近的一項(xiàng)研究中，異構(gòu)二氧化鈦輔助光催化降解廢水的熱電發(fā)電站進(jìn)行了研究(Monteagudo et al., 2008)。最

12、初的這種類型的廢水中主要污染物的濃度是CN = 10 mg/L, NH3 = 150 mg/L, COD = 1240 mg/L, TOC = 980 mg/L 和 pH 9.5。光催化降解效率的測(cè)定從分析去除氰化物和甲酸。在太陽(yáng)光照射下單獨(dú)存在的二氧化鈦使氰化物和甲酸降解并不是因?yàn)闆](méi)有有效的氧化劑和HO自由基可以忽略不計(jì)。同時(shí)使用過(guò)氧化氫（陽(yáng)光/過(guò)氧化氫/二氧化鈦體系）增強(qiáng)降解含有氰化物和甲酸的廢水。因此，在最優(yōu)條件下(pH = 6，溫度 = 40 °C，H2O2 = 6.5 g/L，TiO2 = 1.5 g/L)，處理污水180分鐘后顯示下面的結(jié)果：CN= 0 mg/L，NH3

13、= 22 mg/L，COD = 50 mg/L，TOC = 14 mg/L。 在另一項(xiàng)研究中,研究了光降解催化劑 (TiO2)的幫助下使用陽(yáng)光和紫外線照射刪除環(huán)境化學(xué)物（雌激素酮、17-雌二醇) (Zhang and Zhou, 2008)。用紫外線(253 nm)照射，觀察更有效的降解，在紫外線照射下，觀察更高效的降解，與降解速率常數(shù)提高到2.7和2.5/h的兩個(gè)化合物。在自然光照下，雌激素酮和17-雌二醇的降解遵循準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)，速率常數(shù)為0.01/L。 不幸的是，在二氧化鈦/紫外線處理大部分產(chǎn)生的孔和導(dǎo)帶電子（式4）重組前都經(jīng)過(guò)一些化學(xué)反應(yīng)。為避免這一現(xiàn)象，金屬離子摻雜到TiO2晶格中已被

14、使用(Sahoo et al., 2005a; b)。在最近的研究中， Behnajady et al. (2008)報(bào)道，銀摻雜二氧化鈦比不摻雜二氧化鈦在酸性紅88的光催化降解的效率更高。這種積極銀對(duì)染料降解的影響取決于其電子陷阱的能力。2.2過(guò)氧化氫/紫外線過(guò)程 這個(gè)過(guò)程包括過(guò)氧化氫注射和混合之后的配有紫外線燈 (200 - 280 nm)的反應(yīng)器。在這個(gè)過(guò)程中，紫外線輻射是用來(lái)切割過(guò)氧化氫的O-O鍵產(chǎn)生的羥基自由基。描述紫外線/過(guò)氧化氫過(guò)程的反應(yīng) (Buxton et al., 1988)如下：H2O2 + h 2 HO (7) H2O2 + HO 2 + 2 (8) H2O2 + 2

15、HO + 2 + 2 (9) 2 HO H2O2 (10) 2 2 H2O2 + 2 (11) HO + 2 H2O + 2 (12) 紫外線/過(guò)氧化氫工藝，較高的初始過(guò)氧化氫濃度產(chǎn)生羥基自由基濃度（式7）較高，分解更多的目標(biāo)化合物。但是，存在一個(gè)最佳的過(guò)氧化氫濃度，因?yàn)橛盟庍^(guò)量的過(guò)氧化氫會(huì)與羥基反應(yīng)，形成HO2（式8）。紫外線/過(guò)氧化氫工藝在礦化有機(jī)污染物過(guò)程是有效的。這個(gè)過(guò)程的一個(gè)缺點(diǎn)是它不能利用太陽(yáng)光作為在上述公式，式7是限制反應(yīng)速率，因?yàn)槠渌磻?yīng)速率遠(yuǎn)高于式7的反應(yīng)速率。理論上在紫外紫外線的來(lái)源因?yàn)樗璧淖贤饩€能量的光解氧化劑不是太陽(yáng)光譜中可有的(Niaounakis and Halv

16、adakis, 2006)。此外，過(guò)氧化氫具有較差的紫外吸收特性而且如果水矩陣紫外線吸收大量的能量,那么大多數(shù)的光反應(yīng)器的輸入將被浪費(fèi)。最后，需要特殊的反應(yīng)堆設(shè)計(jì)用于紫外光照，而殘留過(guò)氧化氫應(yīng)該被解決(Crittenden et al., 2005)。 這個(gè)過(guò)程的主要影響因素是目標(biāo)化合物的初始濃度，過(guò)氧化氫的用量、廢水pH值，碳酸氫鈉和反應(yīng)時(shí)間的存在。具體來(lái)說(shuō)，降解過(guò)程的動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)與污染物初始濃度成反比。因此,污水稀釋應(yīng)該做在一個(gè)最優(yōu)的水平(Gogate and Pandit, 2004b)。此外，有一個(gè)最適過(guò)氧化氫濃度。超過(guò)這個(gè)限度，過(guò)氧化氫的存在不利于由于清除作用的降解反應(yīng)。低pH值（

17、2.5-3.5）通常是首選,然而pH值依賴于目標(biāo)化合物的酸度系數(shù)。 紫外線/過(guò)氧化氫工藝已被廣泛用于染料去除。在最近的一項(xiàng)研究調(diào)查酸性橙7（一種在紡織廢水中常檢測(cè)到的染料）的去除。Daneshvar et al. (2008)報(bào)道稱,沒(méi)有紫外線輻射或過(guò)氧化氫染料去除效率下降到幾乎為零。過(guò)氧化氫濃度的增加到2mmol/ L和pH值的增加基本價(jià)值觀增強(qiáng)染料去除效率，雖然碳酸氫離子濃度的增加其去除負(fù)面影響。Rezaee et al. (2008)使用這個(gè)過(guò)程對(duì)活性藍(lán)19的脫色和H2O2用量等操作參數(shù)的影響，最初的染料濃度，pH值和紫外線劑量，在脫色進(jìn)行了評(píng)估。結(jié)果表明，染料溶液完全脫色的最佳過(guò)氧化氫

18、用量(2.5 mmol/L)和低壓汞C類紫外線燈(55 w)下在小于30分鐘。脫色率增加與紫外線劑量線性和非線性初始過(guò)氧化氫濃度增加。 紫外線 /過(guò)氧化氫與超聲波聯(lián)合應(yīng)用（超聲）也有報(bào)道，為了提高處理印染廢水中色度的去除(Fung et al., 1999; 2001)。在最近的一項(xiàng)研究中，紫外線/過(guò)氧化氫的效率和超聲/ 紫外線/過(guò)氧化氫工藝對(duì)孔雀石綠從紡織工業(yè)模型污染物去除的研究(Behnajady et al., 2008)。結(jié)果顯示，超聲紫外線過(guò)氧化氫是對(duì)孔雀石綠降解的最有效的方法是利用超聲波貢獻(xiàn)與光解過(guò)氧化氫分離?？兹甘G的去除率遵循一級(jí)動(dòng)力學(xué)，而反應(yīng)速率隨溫度(294 - 307 K

19、)的增加而增加，功率密度(0.049 - 1.163 W/ml)和減少初始濃度 (10 - 2 mg/L)的目標(biāo)化合物。 紫外線/過(guò)氧化氫工藝已被用于降解橄欖油廠廢水中酚類化合物的檢測(cè)(Benitez et al., 1996; 1998)。在最近的一項(xiàng)研究中，Ugurly 和 Kula (2007)研究了過(guò)氧化氫用量，pH值，紫外線和自然陽(yáng)光對(duì)從橄欖油廠廢水脫色、去除有機(jī)碳和酚類化合物的影響。在暴露在陽(yáng)光照射的樣品，幾乎達(dá)到了90%的去除(過(guò)氧化氫/廢水 = 3 ml/100 ml)。上述實(shí)驗(yàn)條件，使用石灰增強(qiáng)酚和木質(zhì)素去除，分別達(dá)到近100%和40%。最后,利用上述過(guò)程采油工業(yè)廢水的COD

20、去除率顯示,幾乎90%的有機(jī)碳可以被刪除（初始COD濃度 = 1050 mg/L，COD/過(guò)氧化氫 = 1/2，pH = 3，溫度 = 39-43 oC) (Dincer et al., 2008)。初始COD濃度的增加導(dǎo)致減少的過(guò)程性能。2.3芬頓反應(yīng) 芬頓試劑，二價(jià)鐵(催化劑)和過(guò)氧化氫(氧化劑)的混合物，被稱為有機(jī)污染物的一個(gè)強(qiáng)大的氧化劑。芬頓的過(guò)程機(jī)理的報(bào)告如下(Neyens and Baeyens, 2003; Niaounakis and Halvadakis, 2006)：Fe2+ + H2O2 Fe3+ + OH- + HO (13) Fe2+ + HO Fe3+ + OH-

21、(14) HO + RH H2O + R (15) R + Fe3+ R+ + Fe2+ (16) 光助芬頓過(guò)程（過(guò)氧化氫和Fe2 + / 紫外線）涉及到HO形成通過(guò)光解過(guò)氧化氫（過(guò)氧化氫紫外線）和芬頓反應(yīng)（過(guò)氧化氫和Fe2+）。在紫外線的照射下，從公式13產(chǎn)生的三價(jià)鐵離子（Fe3+）光催化轉(zhuǎn)換成亞鐵離子（Fe2+），相當(dāng)于一個(gè)額外的羥基自由基的形成(式.17) (Moraes et al., 2004)。Fe3+ + H2O Fe2+ + H+ + HO (17) 類似于方程15，羥基自由基形成的有機(jī)物種的反應(yīng)，促進(jìn)其氧化?；谶@樣的事實(shí)，芬頓反應(yīng)因?yàn)楣獗患铀?，光芬頓反應(yīng)相比于傳統(tǒng)的芬頓法提

22、供了更快的速度和更高的礦化度相比于傳統(tǒng)的芬頓法(Pignatello et al., 2006)。由于這個(gè)反應(yīng)可以用低能量光子驅(qū)動(dòng)的，它也可以使用太陽(yáng)能輻射實(shí)現(xiàn)(Torrades et al., 2004)。這個(gè)事實(shí)可以顯著降低處理成本。 影響芬頓過(guò)程的主要參數(shù)是溶液的pH值，鐵離子的量，過(guò)氧化氫的濃度，污染物的初始濃度和其他離子的存在(Gogate and Pandit, 2004a)。芬頓試劑流程的最佳pH值范圍從2到4。在pH值高于4，F(xiàn)e2 +離子是不穩(wěn)定的，他們很容易轉(zhuǎn)化為Fe3 +離子，與羥基形成配合物。此外，在堿性條件下氧化電源由于其分解過(guò)氧化氫失去氧氣和水(Niaounakis

23、 and Halvadakis, 2006)。由于以上，廢水的pH值調(diào)節(jié)通常是治療前與芬頓所需的過(guò)程。增加了亞鐵離子和過(guò)氧化氫濃度結(jié)果增加降解率(Lin and Lo, 1997)。然而，考慮到過(guò)氧化氫對(duì)幾種微生物的毒性，過(guò)氧化氫的過(guò)量使用可能會(huì)惡化芬頓過(guò)程的生物氧化的情況下整體的降解效率(Gogate and Pandit, 2004a)。芬頓氧化有機(jī)化合物抑制磷酸鹽，硫酸鹽，氟、溴和氯離子。這些物種的抑制作用可能是由于降水中的鐵，清除HO或協(xié)調(diào)少溶解鐵(III)形成反應(yīng)復(fù)雜(Pignatello et al., 2006)。 電芬頓法包括在用于芬頓試劑原位反應(yīng)生成的電化學(xué)反應(yīng)。生成的試劑取

24、決于溶液條件下，電極電位及性質(zhì)(Pignatello et al., 2005)。亞鐵離子可以通過(guò)諸如鐵金屬陽(yáng)極氧化溶解(Arienzo et al., 2001)或在惰性陰極如鉑還原產(chǎn)生三價(jià)鐵離子(Qiang et al., 2003)。此外，過(guò)氧化氫可以通過(guò)在陰極氧還原產(chǎn)生 (Casado et al., 2005)。旁邊的優(yōu)勢(shì)源自原位代試劑，電芬頓法對(duì)過(guò)氧化氫的生產(chǎn)仍面臨一些障礙，逐步腐蝕產(chǎn)生的電極和污泥處理(Pignatello et al., 2005)。 盡管芬頓過(guò)程存在的缺點(diǎn)（例如，要求酸性條件下，干擾物質(zhì)有復(fù)雜的鐵離子，產(chǎn)生氧化鐵污泥)，到目前為止，芬頓和光助芬頓過(guò)程已被用于處

25、理包括那些在染料生產(chǎn)、紙漿漂白、農(nóng)業(yè)加工和化學(xué)制造產(chǎn)生的多種類型的廢水。此外，生物廢水處理可以改善芬頓預(yù)處理步驟。 在最近的一項(xiàng)研究調(diào)查的油回收工業(yè)廢水COD去除芬頓過(guò)程，Dincer et al. (2008)報(bào)道，減少86%的COD是實(shí)現(xiàn)對(duì)過(guò)氧化氫比質(zhì)量比等于8.7(w / w)（初始COD = 21000 mg/L，反應(yīng)時(shí)間 = 60 分鐘，PH = 3）。當(dāng)光助芬頓過(guò)程是用于稀釋廢水的處理，實(shí)現(xiàn)了COD去除率等于81%（初始COD = 4200 mg/L，反應(yīng)時(shí)間 = 210 分鐘，過(guò)氧化氫/Fe2+ = 168 w/w，PH = 3）。根據(jù) Moraes et al. (2005)光

26、助芬頓過(guò)程是滿足含鹽廢水去除碳?xì)浠衔?。鐵離子的初始濃度（Fe2+ ）和鹽度對(duì)降解過(guò)程有重要影響,而過(guò)氧化氫濃度的影響是次要的。光催化降解碳?xì)浠衔锸歉哂?1%在所有實(shí)驗(yàn)條件下(H2O2 = 100-200 mM, Fe2+ = 0.5-1 mM, NaCl = 200-2000 mg /L, 反應(yīng)時(shí)間 = 4.5 h)。此外，光助芬頓過(guò)程結(jié)合好氧生物處理已成功地用于鹽水工業(yè)廢水含有將近0.6g/L(Malato et al., 2007)。 使用光芬頓反應(yīng)處理橄欖油廠廢水(OMWW)導(dǎo)致一個(gè)色度去除90%以上(Ferreira et al., 2008)。在這項(xiàng)研究中，研究最優(yōu)條件觀察當(dāng)6毫

27、升的過(guò)氧化氫(70%)和1毫升的硫酸亞鐵(0.5M)增加到50毫升的OMWW (反應(yīng)時(shí)間 = 6 天,，pH = 4.2)。在另一項(xiàng)研究中，El Gohary et al. (2008) 調(diào)查使用芬頓反應(yīng)預(yù)處理OMWW。實(shí)現(xiàn)了COD去除率高達(dá)83%，pH值范圍從2到3。(初始COD = 23400 mg/L，反應(yīng)時(shí)間 = 90 min, H2O2/Fe2+ = 10)。 Mosteo et al. (2008)采用非均相光芬頓反應(yīng)預(yù)處理酒廠的廢水。當(dāng)初始過(guò)氧化氫濃度的0.1M被使用可以觀察到總有機(jī)碳減少近50%，超過(guò)24小時(shí)的處理。最后，芬頓氧化法預(yù)處理垃圾滲濾液。Petruzzelli et

28、 al. (2007)報(bào)道稱,在最優(yōu)條件下(初始COD = 10915 mg/L,，反應(yīng)時(shí)間= 120 min，H2O2/Fe2+ = 13 w/w，pH = 3.2)COD去除率50%。3.結(jié)論與展望 學(xué)術(shù)界有極大的興趣使用高級(jí)氧化工藝進(jìn)行污水處理反映在過(guò)去10年產(chǎn)生了大量的出版物。到目前為止，二氧化鈦?zhàn)贤饩€處理，過(guò)氧化氫紫外線處理和芬頓反應(yīng)已被廣泛用于去除工業(yè)和市政污水廢水中的COD，TOC，染料，酚類化合物，干擾內(nèi)分泌的的化學(xué)物質(zhì)和其他頑固有機(jī)化學(xué)品。影響這些過(guò)程的主要因素是目標(biāo)化合物的初始濃度，氧化劑和催化劑用量，光照強(qiáng)度，照射時(shí)間及廢水溶液的性質(zhì)(pH值、存在固體和其他離子)。上述參

29、數(shù)的作用對(duì)高級(jí)氧化工藝性能充分描述了不同類型的廢水。 然而，一些問(wèn)題如這些由于昂貴的化學(xué)物質(zhì)和能量消耗增加而造成相對(duì)較高的經(jīng)營(yíng)成本過(guò)程，以及未知的中間體的形成，在某些情況下可能比母體含有更多的有毒化合物仍然沒(méi)有解決。此外，所有這些方法都容易清除羥基自由基的非目標(biāo)物質(zhì)，雖然他們不適合某些類型的有毒化合物的抗羥基自由基的攻擊?；谏鲜?，在廢水處理中的應(yīng)用高級(jí)氧化工藝的主要挑戰(zhàn)可能是高效率和低成本的材料，促進(jìn)充分處理的發(fā)展，可再生能源的使用，對(duì)過(guò)程集成策略的運(yùn)用，針對(duì)污染物的新課程和到目前為止實(shí)驗(yàn)室使用過(guò)程的商業(yè)化(Comninellis et al., 2008)。 例如，非金屬元素如硫，氮，碳摻

30、雜二氧化鈦，可以拓展二氧化鈦的吸收波長(zhǎng)范圍和提高光催化活性(Thompson et al., 2006)。同時(shí)或序貫應(yīng)用不同高級(jí)氧化工藝也可以提高處理性能。使用超聲波(US)輻照與二氧化鈦光催化作用可能會(huì)產(chǎn)生羥基自由基的增加,而我們可能會(huì)加速試劑在二氧化鈦表面的傳質(zhì)(Berberidou et al., 2007)。如混凝，沉淀，過(guò)濾步驟之前應(yīng)用高級(jí)氧化工藝可以去除固體干擾這些過(guò)程。此外，高級(jí)氧化工藝的使用，作為一個(gè)預(yù)處理步驟，其次是生物處理過(guò)程，可以實(shí)現(xiàn)更低的成本和足夠的有機(jī)化合物去除。最后，以大型光催化反應(yīng)器具有相同的光照強(qiáng)度達(dá)到整個(gè)催化劑表面均勻照射的令人滿意的設(shè)計(jì)會(huì)讓這個(gè)過(guò)程實(shí)現(xiàn)商業(yè)化

31、。參考文獻(xiàn)Andreozzi R., Caprio V., Insola A., Longo G. and Tufano V. (2000) Photocatalytic oxidation of 4-nitrophenol in aqueous TiO2 slurries: an experimental validation of literature kinetic models, J. Chem. Tech. Biotech., 75, 131-136. Arienzo M., Chiarenzelli J. and Scrudato R. (2001) Remediation of

32、metal-contaminated aqueous systems by electrochemical peroxidation: An experimental investigation, J. Haz. Mater., 87, 187-198. Behnajady M.A., Modirshahla N., Shokri M. and Rad B. (2008) Enhancement of photocatalytic activity of TiO2 nanoparticles by silver doping: photodeposition versus liquid imp

33、regnation methods, Global NEST Journal, 10, 1-7. Behnajady M.A., Modirshahla N., Shokri M. and Vahid B. (2008) Investigation of the effect of ultrasonic waves on the enhancement of efficiecy of direct photolysis and photooxidation processes on the removal of a model contaminant from textile industry

34、, Global NEST Journal, 10, 8-15. Benitez F.J., Beltran-Heredia A.J. and Acero J.L. (1996) Oxidation of vanillic acid as a model of polyphenolic compounds in olive mill wastewaters. III. Combined UV radiation-hydrogen peroxide oxidation, Toxicol. Environ. Chem., 56, 199-210. Benitez F.J., Beltran-Her

35、edia A.J., Gonzalez T. and Real F. (1998) Kinetics of the elimination of vanillin by UV radiation catalyzed with hydrogen peroxide, Fresen. Environ. Bull., 7, 726-733. Berberidou C., Poulios I., Xekoukoulotakis N.P. and Mantzavinos D. (2007) Sonolytic,photocatalytic and sonophotocatalytic degradatio

36、n of malachite green in aqueous solutions, Appl. Catal., B 74, 63-72. Buxton G.V., Greenstock W., Helman P. and Ross A.B. (1988) Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons, hydrogen atoms and hydroxyl radicals in aqueous solution, J. Phys. Chem. Ref. Data, 17, 513-886. Cas

37、ado J., Fornaguera J. and Galan M.I. (2005) Mineralization of aromatics in water by sunlight-assisted electro-Fenton technology in a pilot reactor, Environ. Sci. Technol., 39, 1843-1847. Chatterjee D. and Dasgupta S. (2005) Visible light induced photocatalytic degradation of organic pollutants, J. P

38、hotochem. Photobiol., 6, 186-205. Chatzisymeon E., Stypas E., Boosios S., Xekoukoulotakis N.P. and Mantzavinos D. (2008) Photocatalytic treatment of black table olive processing wastewater, J. Haz. Mater., 154, 1090-1097. Choi W. and Hoffmann M.R. (1997) Novel photocatalytic mechanism for CHCl3, CHB

39、r3 and CClCO2- degradation and the fate of photogenerated trihalomethyl radicals on TiO2, Environ. Sci. Technol., 37, 89-95. Comninellis C., Kapalka A., Malato S., Parsons S.A., Poulios I. and Mantzavinos D. (2008) Advanced oxidation processes for water treatment: advances and trends for R&D, J.

40、 Chem. Technol. Biotechnol., 83, 769-776. Crittenden J.C., Trussell R.R., Hand D.W., Howe K.J. and Tchobanoglous G. Water treatment: Principles and Design, second ed., Wiley, New Jersey, 2005. Daneshvar N., Aber S. and Hosseinzadeh F. (2008) Study of C.I. acid orange 7 removal in contaminated water

41、by photo oxidation processes, Global NEST Journal, 10, 16-23. Dialynas E., Mantzavinos D. and Diamantopoulos E. (2008) Advanced treatment of the reverse osmosis concentrate produced during reclamation of municipal wastewater, Water Res. (in press, doi: 10.1016/j.wat.res.2008.08.008) Dincer A.R., Kar

42、akaya N., Gunes E. and Gunes Y. (2008) Removal of COD from oil recovery industry wastewater by the advanced oxidation processes (AOP) based on H2O2, Global NEST Journal, 10, 31-38. El-Gohary, Badawy M.I., El-Khateeb M.A. and El-Kalliny A.S. (2008) Integrated treatment of olive mill wastewater (OMW)

43、by the combination of Fentons reaction and anaerobic treatment, J. Hazard. Mater. (in press, doi: 10.1016/j.hazmat.2008.06.098). El-Hajjouji H., Barje F., Pinelli E., Baily J.R., Richard C., Winterton P., Revel J.C. and Hafidi M. (2008) Photochemical UV/TiO2 treatment of olive mill wastewater (OMW),

44、 Bioresource Technol., 99, 7264-7269. Ferreira F., Carvalho L., Pereira R., Antunes S.C., Marques S.M., Goncalves F., Duarte A.C., Rocha-Santos T.A.P. and Freitas A.C. (2008) Biological and photo-Fenton treatment of olive mill wastewater, Global NEST Journal (in press). Fung P.C., Huang Q., Tsui S.M

45、. and Poon C.S. (1999) Treatability study of organic and colour removal in desizing/dyeing wastewater by UV/US system combined with hydrogen peroxide, Water Sci. Technol., 40, 153-160. Fung P.C., Poon C.S., Chu C.W. and Tsui S.M. (2001) Degradation kinetics of reactive dye by UV/H2O2/US process unde

46、r continuous mode operation, Water Sci. Technol., 44, 67-72. Gogate P.R. and Pandit A.B. (2004a) A review of imperative technologies for wastewater treatment I: oxidation technologies at ambient conditions, Adv. Environ. Res., 8, 501-551. Gogate P.R. and Pandit A.B. (2004b) A review of imperative te

47、chnologies for wastewater treatment II: hybrid methods, Adv. Environ. Res., 8, 553-597. Goncalves M.S.T., Sameiro M., Pinto E.M.S. and Nkeonye P. (2005) Degradation of C.I. reactive orange 4 and its simulated dyebath wastewater by heterogeneous photocatalysis, Dyes Pigment, 64, 135-139. Herrmann J.M

48、. (1999) Heterogeneous photocatalysis: fundamentals and applications to removal of various types of aqueous pollutants, Catal. Today, 53, 115-129. Laoufi N.A., Tassalit D. and Bentahar F. (2008) The degradation of phenol in water solution by TiO2 photocatalysis in a helical reactor, Global NEST Jour

49、nal (in press). Lin S.H. and Lo C.C. (1997) Fenton process for treatment of desizing wastewater, Water Res., 31, 2050-2056. Malato S., Blanco J., Vidal A. and Richter C. (2002) Photocatalysis with solar energy at a pilot plant scale: An overview, Appl. Catal. B. Environ., 37, 1-15. Malato S. Blanco

50、J., Maldonado M.I., Oller I., Gernjak W. and Perz-Estrada L. (2007) Coupling solar photo-Fenton and biotreatment at industrial scale: main results of a demonstration plant, J. Hazard. Mater., 146, 440-446. Marques P.A.S.S., Rosa M.F., Mendes F., Collares Pereira M., Blanco J. and Malato S. (1996) Wa

51、stewater detoxification of organic and inorganic toxic compounds with solar collectors, Desalination, 108, 213-220. Monteagudo J.M., Duran A., Guerra J., Garcia-Pena F. and Coca P. (2008) Solar TiO2-assisted photocatalytic degradation of IGCC power station effluents using a Fresnel lens, Chemosphere

52、, 71, 161-167. Moraes J.E.F., Quina F.H., Nascimento C.A.O., Silva D.N. and Chiavone-Filho O. (2004) Treatment of saline wastewater contaminated with hydrocarbons by the photo-Fenton process, Environ. Sci. Technol., 38, 1183-1187. Mosteo R., Sarasa J., Ormad M.P. and Ovelleiro J.L. (2008) Sequential

53、 solar photo-Fenton-biological system for the treatment of winery wastewater, J. Agric. Food Chem., 56, 7333-7338. Muruganandham M. and Swaminathan M. (2004) Solar photocatalytic degradation of a reactive azo dye in TiO2 suspension, Sol. Energ. Mat. Sol. C., 81, 439-457. Neyens E. and Baeyens J. (20

54、03) A review of classic Fentons peroxidation as an advanced oxidation technique, J. Hazar. Mater., B98, 33-58. Niaounakis M. and Halvadakis C.P. (2006) Olive processing waste management Literature review and patent survey, 2nd ed., Elsevier, Amsterdam. Ugurlu M. and Kula I. (2007) Decolourization an

55、d removal of some organic compounds from olive mill wastewater by advanced oxidation processes and lime treatment, Environ. Sci. Poll. Res., 14, 319-325. Petruzzelli D., Boghetich G., Petrella M., DellErba A., LAbbate P., Sanarica S. and Miraglia M. (2007) Pre-treatment of industrial landfill leachate by Fentons oxidation, Global NEST Journal, 9, 51-56. Pignatello J.J., Oliveros E. and Mackay A. (2006) Advanced oxidation processes for organic contamin