常溫下，固定停留時間為60min，利用氫氧化鈉溶液和鹽酸調節廢水的初始pH值，并在相同條件下以單獨鐵炭微電解作對比實驗，實驗結果見圖2。
由圖2可以看出，采用超聲協同鐵炭微電解，對印染廢水的COD去除效果較單獨的鐵炭微電解有明顯提高。
當pH=l時，COD去除效果不理想，且在實驗初期有大量的小氣泡生成，可能原因是:酸性越強，鐵的消耗量越大，酸性過強時，大量產生的氫離子結合為氫氣逸出。pH過高時，氫離子供應不足也會影響COD去除率。但由于超聲的空化效應，形成的局部高溫、高壓下有利于鐵屑表面的傳質作用，從而使得即使pH值很高，COD去除率也未有明顯下降。pH值為3時，COD的去除率最高，因為適當高的H+濃度可促使鐵屑表面的即時更新，增加更多的活性位[5]，因此鐵炭微電解反應在酸性條件下，可促使電解反應的進行。另外，溶液中的氧和H+在超聲波的激發下，會產生更多的·oH[6一7]。2.2.2反應時間對COD去除率影響的機理分析該組實驗pH值采用上述實驗得到的反應最佳值為3，而鐵/水體積比為1/4，炭/水體積比為1/2保持不變，反應時間分別取30min、60min、90min、120min，實驗結果如圖3所示。
由圖3可以看出，當反應時間超過30min，使用超聲協同鐵炭微電解對廢水的COD的去除效果有顯著提升。
單獨使用鐵炭微電解時，隨著時間的進行，COD去除率提升不明顯，在90min時處理效果趨于平緩;而超聲條件下，COD的去除率有明顯的提升過程。單獨鐵炭微電解在反應90min后，COD去除率趨于平緩，原因是隨著反應進行，有機物的降解使鐵屑和活性炭表面附著有惰性層，加上鐵屑的進一步腐蝕、電子受體的消耗而使反應放緩，COD去除率并沒有明顯變化。
加入超聲作用后，COD的整體去除率有非常顯著的提高。在反應開始的30min內廢水COD的去除速度最快。原因在于:反應開始時，廢水中有機物的濃度高，電解反應和活性炭的吸附作用同時進行;而在反應進行到60min時，隨著鐵屑表面惰性層的形成及活性炭的吸附飽和，反應速度開始趨于緩和，但仍高于未施加超聲條件下的反應效率。
2.3超聲聯合鐵炭微電解作用機理分析
本實驗所用的處理印染廢水的方法主要是基于以下機理:在鐵炭微電解系統中，主要有電化學作用、氧化還原作用和絮凝作用。鐵炭微電解法在作用過程中電極上發生了如式(l)~式(3)的反應。
反應過程中生成的Fe2+具有較高的化學還原活性，可使某些組分還原。在酸性溶液中，電極反應產生的新生態[H]與廢水中的有機污染物發生反應，使其結構被破壞(如破壞染料的發色和助色集團，使其失去發色能力;大分子物質分解為小分子的中間體，使某些難生化降解的化學物質轉變成容易生化處理的物質)，同時反應產生的鐵系化合物Fe(oH):和Fe(oH)3為良好的絮凝劑，可對廢水中的懸浮物以及部分溶解性有機物通過絮凝沉降而與水分離，多種效應綜合作用的結果致使廢水中大部分有機物被去除。另外，在微原電池周圍電場的作用下，廢水中以膠體狀態存在的污染物可在很短的時間內完成電泳沉積過程，富集在鐵炭物料的表面[8]。除此之外，活性炭的吸附也是重要的作用。
實驗過程中超聲波的引入能產生空化效應，空化效應加速了反應過程中的傳質作用，也有助于清洗鐵炭物料表面，保證反應過程中電子受體的供給。同時超聲波的振蕩波能夠推動水流在容器內各個角落分布，從而使鐵炭顆粒可以均勻地分布在處理液中，而不會產生死角，這樣有助于反應充分進行，因而理論分析認為加入超聲波后可以省略攪拌的工序[9]。
3·結論
(l)鐵炭微電解處理該印染廢水的最佳實驗條件為:鐵/水體積比為1/4，炭/水體積比為1/2，反應時間為120min，pH值為7。在此條件下，對初始CoD值為756.25m叭的印染廢水的c0D去除率可達92.1%。
(2)超聲條件下，鐵炭微電解處理該印染廢水的最佳反應條件為:pH值為3，反應時間為60min。在此條件下，對原水COD去除率達到%.4%，出水COD值遠低于國家工業用水排放一級標準(100mg/L)。
(3)對比超聲作用下的微電解和單獨微電解實驗可以看出，超聲對微電解反應具有協同作用，能顯著提高對廢水COD的降解效果。這主要是由于超聲特有的空化效應[10]，能夠有助于清洗鐵屑和炭粒表面，保持微電解反應中電子受體的供應:在空化作用產生的高溫(約5000K)、高壓(約5x10，Pa)下，水分子裂解產生H·和氧化能力很強的·OH，有利于對有機物的氧化去除。此外，聲波的顆粒表面沖刷機械效應和熱效應對有機物的去除貢獻也不容忽視。
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