电化学氧化用于水处理进展-郭艳妮

电化学氧化用于水处理的研究进展

1引言

工业过程出于各种目的消耗大量的原水[1]因而产生大量的废水。废水是包含不同的有机化合物和无机化合物的混合物，这些物质有些是有毒性的难以降解的。有氧、厌氧生物分解和化学絮凝是传统的污水处理方法[1]。然而这些技术不能够将废水中所有的有害物质去除或是会生成大量的毒泥，因而联用其他一些方法可以用于提高净化效果，如膜分离[2-4]、光催化[5]、吸附法[6]、高级氧化法[7,8]、臭氧技术[9-11]等，当然这些方法也有各自的缺点存在。

近年来，电化学处理技术例如电化学氧化法(EO)、电化学絮凝法(EC)、电化学气浮法(EF)引起广泛关注[12]。电化学技术操作简单，可以用于完全降解很多有害污染物避免进入受纳水体环境，因其处理过程很少或不需要加入化学物质被称为“绿色工艺”技术。新型电极材料的发展将能提高处理的效率。电化学技术可以有效地提高废水处理、工业废水处理和饮用水杀菌的效率。

电化学处理技术广泛应用于各种废水处理、饮用水消毒以及加强污染土壤的整治[12-19]。尤其是电化学氧化法近几年在废水处理和有机污染物降解方面引起很高的关注[20-23]。电化学氧化法因其氧化剂可以在处理过程中原位产生或是直接在电极表面产生，也可间接地来自于处理水中的化学物质因此非常简便。本文详细讨论了电化学氧化技术用于各种有机污染物的脱除及水的杀菌消毒，并审慎回顾了近期EO技术的发展趋势。

2 电化学氧化

2.1电化学氧化机理

电化学氧化可以发生在阳极表面由直接氧化产生羟基自由基[24]或由电极产生的氯、次氯酸、次氯酸盐[25-31]、过氧化氢及臭氧[]32-35]等氧化剂间接氧化，反应如下(1)–(7)：2Cl?→Cl2 + 2e?(1)

Cl2 + H2O→HOCl+ H++ Cl?(2)

HOCl→ H++OCl?(3)

H2O→﹡OH + H++ e?(4)

2﹡OH→ H2O2(5)

H2O2→ O2 + 2 H++ 2e?(6)

O2 +﹡O→O3(7)

间接氧化例如氯离子阳极氧化产生活性氯化物与污染物反应。在所谓的间接(介电)氧化例如阳极金属离子由稳定态氧化成为活性高价态直接进而与污染物反应或产生羟基活性自由基促进反应[12]。电解池中的直接氧化反应(阳极氧化)发生在电极表面或者电子直接转移到阳极过程中[20]。另外，活性氧化物(ROS)这种强氧化剂可以由水在阳极电解产生，例如羟基自由基、活性氧[20]。阳极间接氧化反应可以无需添加化学试剂处理溶液，而且减少了二次污染物的产生。

2.2电极材料

有很多电极被用于电化学氧化处理废水中，传统的用于水处理以及废水处理的阳极材料有铅和过氧化铅[36-39]、形稳阳极(DSA)[40-43]、石墨[40-46]和硼掺杂金刚石电极(BDD)[47-54]。铅、过氧化铅由于其稳定、价廉、高析氧电位(可优先析出Cl2而延缓O2的析出)因而用作阳极材料[36]。Hamza[37]等人报道了在酸性条件下Ta/PbO2阳极上1,3,5-甲氧基苯的完全矿化反应。他们发现，所有的氧化产物最终被中间产物羧基酸氧化为CO2。Awad 和Abo Galwa[38]发现过氧化铅电极的电催化活性取决于电解液的导电性。他们得出结论，由于H2SO4电解液的存在，在阳极表面形成了黏着的膜层，使得电极中毒，有毒的Pb2+离子的溶解也使得铅、过氧化铅作为阳极材料的使用受限[12]。

最近，Jiang等人[55]制备了一种新的铁掺杂PbO2电极，具有高的析氧电位及良好的电化学氧化作用。在0.5 M Pb(NO3)2和不同浓度Fe(NO3)3的溶液中在上电沉积制备了Ti/TiO2纳米管电极。铁掺杂PbO2电极提高了析氧电位，因此对硝基苯酚氧化反应90 min 降解率达100%，反应过程中能量消耗(Fe-0.02 掺杂PbO2电极)为0.28 kWh g?1在合理范围内。在Chen等人[56]的研究中，与传统的Ti/SnO2–Sb/PbO2电极相比人工PbO2电极，具有一个更规则和紧凑的形态、更好的低尺寸取向晶体，由于提高了传质速率进而使得硝基苯的电化学催化降解提高，与传统电极相比，此人工PbO2电极具有较高的析氧过电位和较高的羟基活性自由基累积浓度。相似的研究有β–PbO2和DSA?电极用于降解纺织业废水[57]。Ti–Pt/β-PbO2电极比DSA电极具有较高的化学需氧量(COD)去除率(高20%，PH=3，25℃)。这些研究都肯定了新型电极材料不仅能够提高EO效率，而且可以减低操作成本。

DSA是一种催化氧化电极材料，因其较低的Cl2过电位因而可以有效地产生活性氯物

质[20]。采用三电极(Ti/Co/SnO2–Sb2O5)联合活性炭处理有效降解造纸厂废水[41]。与双电极体系相比三电极体系因其比表面积大，其电化学反应器转化速率高。无活性的DSA(形稳电极)例如SnO2其表面生成羟基自由基更容易，可以将有机物分子完全氧化为CO2[43]。然而SnO2电极不稳定，一些活性电极例如RO2、IrO2在溶液中只能将有机物部分氧化降解。在Wu等人[58]的一篇综述中提到，表面修饰的复合金属氧化物(MMO)阳极能够有效地提高有机物降解效率，复合金属氧化物(MMO)阳极的表面经纳微结构修饰后，增大了电极表面积因此提高了反应速率。

最近有研究表明，导电金刚石膜可用于水处理中，其有低吸附性的惰性表面，甚至在强酸性介质中也有非常良好的耐腐蚀性，在水性和非水性介质中有非常宽的电化学窗口[48,50]，具有最高的析氧过电位值(2.7 V对于Ti/BDD)[12]意味着在反应中阳极电极表面可以产生更多的羟基自由基。BDD电极可以用于难降解有机污染物的完全降解，污染物的性质对降解过程的效率没有显著地影响[49]。金刚石电极表面可以产生羟基自由基，在电解质中，电化学反应过程中产生的一些其他物质例如过硫酸盐、过磷酸盐、次氯酸盐等还可以增强间接氧化。

采用低压转化法碳转化成金刚石晶体技术可以在稳定的基底上例如硅、铌、钨、钼、钛等制备一层金刚石薄层[51]。高效稳定的BDD电极基本上是以钛为基底材料采用热丝化学气相沉积法(HFCVD)制备[52-54]。Migliorini等人[54]在热丝化学气相沉积制备金刚石膜层过程中采用一个装有B2O3甲醇溶液(B/C比为30000 ppm)的鼓泡器额外通入H2，两种不同H2流量制备了高硼掺杂的金刚石墨层。

不同电极在电化学氧化中的优缺点见表1。

2.3 催化剂在电化学氧化中的增强作用(Catalysts in Enhancement of EO Treatment)

以石墨作为阴极和阳极，过渡金属(Co、Cu)[45]、钼和磷酸盐(Mo-P)修饰的高岭土[46]作催化剂时，电化学氧化降解过程COD去除率可达96%，污染物在高岭土的表面吸附并被石墨阴极过氧化氢和过渡金属反应产生的羟基自由基氧化[45]，这个过程与电芬顿反应过程类似。

Chen等人[59]制备了一种新的催化剂，在电催化1-萘胺废水中显示出良好的催化活性，并提出整个降解过程包含两个过程：催化剂对污染物的有效吸附及电化学催化。Yue 等人[60] 采用浸渍法制备了Fe2O3/γ-Al2O3类芬顿催化剂，并用于电化学氧化酸性红3R，显示出良好的电化学催化活性，100min内脱色率达77.2%。Ma等人[61]发现，以石墨板为电极，经Fe2O3修饰的高岭土为催化剂，处理含亚甲基蓝(MB)的废水COD去除率达96.47%，与单一电极相比高岭土增强了电催化过程更有效的脱除COD。这些发现清楚的证明了各种各样的催化剂用于电化学氧化有良好的发展前景。

2.4 不同废水的处理

电化学氧化可用于各种废水处理。用于难降解染料的处理已取得显著地成就[62-65]。Ti–Pt/β-PbO2和BDD电极用于处理活性艳橙16染料[62]，两种电极就可达到完全脱色，但BDD电极更高效且能耗低，很可能和活性自由基在BDD电极表面的弱吸附有关。Tsantaki等人[63]研究表明，采用BDD电极处理纺织印染厂污水180min内可完全脱色，且能耗低(75 kWh/kg COD对于实际废水)。Song等人[64]研究了偶氮染料、C.I.活性红195的脱色率的提高(氯化物浓度为0 mM脱色率达100%需160 min，而氯化物浓度为10 mM 时只需不到30 min)，同时当NaCl浓度从0 mM增加到10 mM时处理10 h矿化率降低30%。这意味着，阳极具有氧化活性的氯更利于氧化断裂氮键。硼掺杂水平影响BDD电极处理偶氮染料的效率[65]，掺杂量越高去除效率就越高。

Ramirez等人[66]在一个循环流动装置中降解甲基橙偶氮染料，采用响应面分析法(RSM)研究EO过程，BDD电极脱色率达94%时最适宜的条件为流速12L/min。Garcia等人[67]在另一研究中证实Pt/空气扩散电极和BDD电极的循环流动电解池中2,4-D除草剂得到有效降解。Moraes等人[68]采用小型流动电解池反应器EO处理含芳香胺废水，实验中循环速率为300 和3000 L/h，就处理时间和投入成本来讲纯化效果良好，然而，为了减少经营成本此系统最好与生物降解和物理–化学降解联用。

EO也可以用于内分泌干扰物质的降解处理。Steter等人[69]研究发现，针对实验条件(恒定电流密度1.35~21.6 mA/cm2的范围)降解过程的是由电荷转移过程或是质量传递

过程控制的。阴极采用无定型石墨电极电化学反应产生的H2O2可以增强生活废水的EO

过程[70,71]，废水被阳极直接氧化(﹡OH)或中间物质间接氧化(H2O2)，由于溶液没有氯化物盐加入，所以氧化不是有活性氯物质引起的。Groenen-Serrano等人[72] 建立了数学模型去估算电解过程中以BDD为电极羟基自由基在有机物的竞争，此模型可以用于预测每种有机物在电解过程中浓度随时间变量及在电化学反应器中的空间分布。

臭氧和EO联合处理技术可以显著提高混合了144个不同设备的工业废水的COD脱除率[73]，联合处理过程效率高(1h内COD脱除率达99.9%)且电流密度相对较低(30mA/cm2)，因此两者的协同效应很容易得到人们认可。Xu等人[74,75]以及Park等人[76]创新研究出膜分离技术如纳滤(NF)、微滤(MF)和EO联用技术，研究表明通过电渗、电泳和EOC处理浓差极化和膜污染得到有效控制[74]。研究发现在电化学降解城市污水过程中伴随氢能源的产生[76]。微滤后经EO处理总有机碳脱除率大约达80%除浊率达99%，膜污染明显降低。近几年光化学和电化学过程联用在废水处理领域有较好的前景[77,78]。在废水处理方面，EO显示出低效率在大分子结构降解方面，但开环脱除芳香基团的的效率较高[78]。光解作用直接破坏脂肪族的主链，芳香基团的降解较少。总的来说，混合处理技术比单独光降解技术能耗低且可以减少DBP(酞酸二丁脂)的形成，因而处理后的水中无残留毒物[78]。

紫外光耦合超声波EO用于降解人工合成污水中孕激素效果良好(500min反应时间内可完全脱除)[79]。导电金刚石墨膜超声电化学氧化法(CDSEO)提高了污染物转移到导电金刚石墨表面的速率。Souza等人[80]研究中发现，超声波和紫外联合EO处理结果显示

虽然两种辐射技术都可以增强氧化过程，但经研究表明与单独处理相比联合作用效果并不大，另外，达到相同脱除率超声波降解的能耗较光降解要高。Yang等人[81]发明了一种新型的纳米涂层电极超声波电化学催化氧化-驱动过程，这些电极能够比非纳米尺寸

电极产生过多的羟基自由基。采用超声波来强化纳米涂层电极表面的传质过程，使产生的羟基自由基快速扩散到溶液中，这种联合处理方法对于处理那些生物不可降解的污染物例如亚甲基蓝等是一种非常有效的方法。

研究表明EO和生物氧化降解联合一体化方法效果比单独方法要好但消耗更长的时

间[82]。在合成染料工业废水的EO处理中COD脱除率随电流密度和处理时间增加而增加，COD脱除率也随污染物在电解质界面的利用率的增加而增加(图1)。COD脱除率在电流

密度为5.12 A/dm2时脱除率为60%而电流密度为2.56 A/dm2脱除率只达到20%。脱除率随时间都是逐渐增加的。可以得出结论，联合处理方法是可以通过工艺参数优化和实验设

计来进一步提高效果的。Goncalves等人[83]提出一种有效的两步法流程由厌氧细菌分解后再经EO处理用于橄榄研磨厂废水处理，此方法比单纯EO方法处理得到相同纯化效果所需能耗低。

Fig. 1. Effect of current density on COD removal efficiency in relation to time

(experimental conditions: pH 12–13 and initial COD concentration 880 mg/l).

(Reprinted with permission from Ref. [82]).

反渗透浓缩EO处理技术暴露出持续卤化将面对高浓度氯离子、三氯甲烷(tTHMs)、卤乙酸(tHAAs)副产物的产生[84]，人们试图采用更低电荷抑制副产物的生成。另外Bagastyo等人[85]研究发现，有效脱除溶解有机碳并不需要氯做氧化介质和及副产物。毒性副产物阻碍了EO技术用于废水处理，其他水净化处理技术需要在循环使用或排入自然水域前处理副产物。

EO处理用于不同废水和污染物见表2。

采用DSA电化学氧化处理橄榄厂废水，活性氯参与间接氧化，脱色率可达100%[86,87]。废水整体电解法的过程是先发生部分氧化反应生成中间物质，最终中间物质矿化成为CO2、水[87]。

Brillas等[88]采用BDD电极矿化对乙酰氨基酚，BDD电极表面产生的高浓度的羟基活性自由基使得对乙酰氨基酚完全矿化，当药物浓度和温度增加时电流效率(CE)增加。在温度为35℃电流密度300mA条件下对乙酰氨基酚降解处理4小时，浓度CE值为948、677、315、157、78 mg/l时电流效率分别为33%、24%、14%、7.2%、3.4%。Szpyrkowicz等人[89]发现制革厂废水中有机污染物脱除率受阳极电极材料和电化学参数影响显著。有些阳极在使用过程中钝化或是受污染。关于此类似现象另一文章做了研究[90]。

一种新的有前途的氯酚生物降解方法，采用阳极氧化过程强化2,4–二氯苯酚溶液生物降解过程[92]。其他一些难降解的有机污染物例如酮洛芬[94]、1,4–二氧六环[95]和4,6–二硝基邻甲酚[98]也同样可以有效地被BDD电极阳极氧化降解。

采用BDD电极处理垃圾渗滤液的氨氮脱除率非常高(处理后渗滤液中氨氮浓度低于处理限值(15mg/l))[96]。原始渗滤液浓度为1900 mg/l 和860 mg/l，电流密度变化范围在30–90 mA/cm2处理时间不到360min就足够使得氨氮脱除。随着溶液中加入的氯离子浓度增加处理效率的变化证明为间接氧化机理。采用BDD电极和碳基电极可降解表面活性剂[97]，BDD的性能最好(阴离子表面活性剂TOC脱除率达83%，阳离子表面活性剂TOC 脱除率达68%)而其他电极在处理过程中存在磨损。

EO处理技术用于制药业的药物[88,94,100,105]及杀虫剂[102,106]处理也引起了关注。这些化合物存在于水生环境中会对生物的健康产生潜在的危险，而且也会影响鱼的内分泌系统甚至对藻类植物产生毒性作用。与其他高级氧化技术相比，EO技术已经证实可以处理这些化合物(对乙酰氨基酚、酮洛芬、孕激素、双氯芬酸、毒死蜱、阿特拉津)。

S?rkk?等人采用电化学氧化技术用于造纸厂废水中硫化物的处理[108]。实验中电流密度为42.9 mA/cm2硫的氧化物降解几乎达100%，实验中硫化物的主要氧化剂为氧。然而，另一研究表明EO用于机械制浆废水和造纸废水处理的COD脱除率并不比CaO沉淀法高[107]。

在一些关于实验参数对氧化结果的影响的研究中表明，通常PH值的增加能提高污染物的降解效率[92,94,97]，相反的，PH值降低的影响也做了研究[98]。电流密度[91,94,97,98]、温度[91,95,98]及污染物初始浓度[97,98]增加脱除速率随之增加。

Chu等人[92]采用阳极氧化法分别在PH值为3.0、6.0、9.0的实验条件下降解了二氯苯酚，如图2所示，PH值对阳极氧化过程有显著的影响，在240min时PH值为6.0和9.0降解效率达100%，而PH为3.0降解效率大约只有60%。

Fig. 2. Influence of pH on 2,4-dichlorophenol anodic oxidation degradation at 1.8V (experimental

conditions: room temperature 25 ± 2 °C, stirring of 400 rpm.

(Reprinted with permission from Ref. [92]).

Chen等人[59]研究得出1-萘胺的COD脱除率随电流密度的增加而增加(图3)。这可以解释为在高电流密度下电极表面产生了更多的氧化剂例如羟基自由基、过氧自由基、和臭氧。同时，由于析氧副反应的发生瞬时电流效率(ICE)减弱这意味着电流密度的增加导致电流效率的减少。

Fig. 3. Influence of applied current density on COD removal rate and ICE (experimental

conditions: initial concentration of 1-naphthylamine 0.5 g/l and stirring rate 200 rpm).

(Reprinted with permission from Ref. [59]).

基于表2可以总结出，BDD电极对有机污染物有较高的降解效率，降解的电流效率可以显著的变化，然而需要调整采用的电流密度、脱除时间和过程能耗来达到要求的脱

除效率[95]。

一种有机物降解的新方法是采用太阳能光-辅助EO处理技术[118,119]，可以更快的矿化羧酸[118]，而且光电池太阳能EO是一种自持废水处理过程[119]。主要优点总结如下：无需储能设备太阳能可以直接用于处理过程[119]。

采用光催化–辅助EO处理技术降解水中对氨基苯酚有良好的效果[120]。采用TiO2-负载型分子筛使得矿化率比单独EO处理提高了32%，同时也研究了这种联合技术所引起的显著活跃的协同效应以及技术方面和经济方面的可行性评估。

比较不同高级氧化技术(AOP)例如EO、臭氧技术、芬顿氧化技术表明所有技术都可以减少水中有机质的含量但是各自性能不同[121,122]。EO用于矿化处理恩氟沙星最有效，但在COD脱除率方面不如臭氧技术[121]。EO处理中有机物的脱除率也似乎很大程度上取决于电解质盐的添加量[122]。纯化率的不同可以解释为主要是由于羟基自由基在贡献方面的不同及每种技术中所涉及到的其他氧化机制不同。

EO处理技术联用其他电化学技术用于废水处理也证明具有较高的性能价格比[123]。Daghrir等人[123]处理生活污水COD脱除率达78%所需总成本为0.78 US $/m3，他们推断出EO和电凝技术(EC)的杂化流程是一种COD有效脱除的基本流程可用于现实生活污水、城市污水以及工业污水的处理。Kumar等人[124]研究了钛基钌氧化物涂层电极上对硝基苯酚7684电化学降解机理。处理过程中得到了各种中间产物例如奎宁、苯醌、有机酸以及小分子的矿化产物。基于COD脱除率的EO氧化动力学规律为准一级动力学模型。电致活性基(electrogenerated radicals)吸附在电极表面活性位点引起直接氧化，活性基团自身反应产生的氧化剂引起间接氧化，考虑到两种氧化作用的协同效应Polcaro等人[125]构建了模型。动力学模型在电化学反应器操作条件的选择、处理废水的组成以及阳极材料的选择方面都是非常有帮助的。

2.5 废水及饮用水的灭菌

电化学氧化法也成功应用于在饮用水以及其他水的杀菌方面。Jeong等人[126]采用EO用于饮用水中大肠杆菌的杀灭，发现其主要机理是细菌被水电离产生的羟基自由基灭活，并在电极表面直接氧化。在其他研究中也发现了这一点[127–129]，并且不同的电极产生活性基团的能力不同，例如BDD电极倾向于产生羟基自由基而DSA电极产生活性氯随及所用的电解质溶液而定[128]，另外大肠杆菌在BDD电极和Pt电极上的灭活主要是分别依靠羟基自由基和直接氧化转移反应来实现的。Ma等人[129]注意到在采用低电位

没有额外氯化物加入的情况下氯化血红素/石墨阴极可以更好地产生像H2O2和﹡OH活性氧化合物(ROS)，经60min杀菌处理后消毒率高达99% 。Fang等人[130]和Drees等人[131]同样发现可用于饮用水中噬菌体MS2的灭活。然而噬菌体MS2的灭活率比大肠杆菌的低很多，证明细菌对电化学方法灭活比噬菌体更敏感[131]。电解池内电化学氧化产生氧化剂是杀菌的主要原因。

EO同样也可以用于发芽糙米循环水和冷却塔水中军团菌的杀灭[132]。杀菌效果归功于氧化物阳极、电场作用以及处理过程中产生的活性基团的增效作用。这些研究表明电化学氧化可以应用于其他来源水的杀菌消毒。EO技术同样在处理城市污水和海水淡化系统杀菌，因此海水淡化装置膜不采用氯化处理也可以防止生物堵塞[134]。不同原废水中的大肠杆菌均可以完全脱除，其主要的杀菌剂产生取决于电流密度、氯化物浓度和电解质中非氧化性氮[133]。

虽然EO技术在废水中有机物处理及饮用水消毒方面有良好的前景，但仍然有其缺点存在。例如，杀菌过程会产生一些副产物像高氯酸盐、溴酸盐。Oh等人[135]发现这种现象发生在海水淡化处理中，溴酸盐的浓度在一些情况下比USEPA规定浓度高很多，强烈的表明了电化学处理技术应用于海水淡化时必须要控制副产物溴酸盐的生成。饮用水杀菌后亚硝酸盐、氨和氯胺的残留物取决于处理条件和原始水的质量参数[136]。电解质溶液的组成是EO处理中的一个重要因素，尤其是当溶液中有氯离子存在时。例如在氯酚降解过程中会有毒的前驱体产生如多氯代二苯并二噁英和二苯并呋喃(PCDD/Fs)[137]。

EO处理技术也可以用于压载水卤虫的杀菌处理[138]和采用小球藻作为模式生物的除藻处理中[139]。电流密度135mA/cm2处理时间1min左右卤虫的死亡率达100%，主要的氧化剂氯一同在阳极表面直接氧化[140]。采用EO法将小球藻完全杀灭，溶液中氯化物浓度为100mg/l ,藻类杀灭的主要机理是阳极表面电致产生长寿命氧化剂[139]。

Lacasa等人[140] 在以BDD为电极的电化学杀菌实验中比较了指示生物(卤虫A. salina)和指示菌(大肠杆菌E. coli)，发现卤虫在批实验中都被杀灭但是比大肠杆菌敏感性要差。另外，对照各自的批实验单程模式操作由于停留时间短产氯率低所以单程模式效果差(灭活率小于90%)。如图4所示，在分批处理中总余氯浓度可增加至高达1500 mg/l 左右。作者推断出，主要的灭活机理还包括机械应力和金刚石电极表面的直接氧化。Jung 等人[141]采用电解和臭氧联合流程用于压载水处理，推断出臭氧-电解杂化流程可以通过互补作用克服各自单独操作流程中滞后和残渣相的局限。

Fig. 4. Production of total residual chlorine as a function of electrolysis time (experimentalconditions: batchmode, salinity 30 g/l NaCl (solid points), 3 g/lNaCl (open points), currentdensity (▲) 255 A/m2, (■) 1273 A/m2.(Reprinted with permission from Ref. [140]).

BDD电极成功应用于二级处理后污水中微量污染物、病原体及残留有机物的同时去除[142]。Schmalz等人研究了采用BDD电极用于生物处理后废水消毒也得到了同样的结果[143]。

近几年，新型电极材料和电极格局也得到了发展[144-146]。双极平行平板电化学反应器[145]和三维电极系统[146]表现出良好的消毒效果。

EO技术联合其它一些高级水处理技术可以提高消毒的效果[147-152]。超声电催化消毒技术采用TiO2为电极可以有效地杀灭大肠杆菌细菌[147]，在TiO2电极表面产生了羟基自由基可以有效地杀灭大肠杆菌细胞，因此超声催化联用处理技术对增强杀菌率有协同作用。Llanos等人[148]发现消毒率方面的协同作用与对大肠杆菌成团的抑制作用及氯消毒剂产量的增多有关。Llanos等人[149]的另一项研究测试了新型电渗析-电极氯化反应整合流程用于废水消毒。

研究表明，电导率和TOC浓度下降同时阳极隔间(anode compartment)里产生有用的次氯酸盐。

Cotillas等人[150]优化了电化学杀菌/电化学絮凝联合流程用于城市污水回收利用，结果表明过程性能好坏强烈取决于初始污水的性质和电解池阴极(入口)–阳极(出口)布局。同样，BDD电极比DSA电极杀灭大肠杆菌的效果更好。

吸附联合电化学处理可以杀灭溶液中大于99.98%的大肠杆菌细胞[151]。同样研究得出，采用电化学处理吸附剂可以循环利用，循环5次后对大肠杆菌的吸附未降低。作者

指出，用于低浓度杀菌以及发生在饮用水或灰水处理过程中更多典型情况还需进一步评估。

Brugnera等人[152]采用光电解催化技术以Ti/TiO2–Ag为光阴极钝化了分歧杆菌。光电解催化的降解速率比光催化或光降解要快，表明光电极的偏电压使得处理效率增强。

Liang等人[153]采用EO技术用于微囊藻毒素的降解，结果表明微囊藻毒素–LR(MCLR)在电流密度4 mA/cm2，初始MCLR浓度80~900μg/L经30~50min处理后降解率达100%，然而，虽然MCLR已完全降解，但样品仍然表现出一些遗传毒性和细胞毒性。

有关电化学杀菌的研究总结见表3。

3 结论与展望

电化学氧化法可有效用于各种污水处理及水的杀菌消毒。如本综述所述，大量文献报道了使用EO技术用于有机污染物的降解(染料、橄榄油及纸浆和造纸污水)、饮用水的杀菌消毒及工业循环水和废水的处理。EO处理过程的效率主要和电解池构造、电极材料、电解液组成、微生物或污染物以及其他实验因素如电流密度和处理水的温度。近年来，一些新的电极材料和构造不断产生，但仍未克服其在操作成本的合理性和电极的稳定性方面的不足。发展一些新型的电力能源用于系统例如太阳能也同样很重要，与当前流行的第三系技术联合可加强净化效果。然后显而易见的，EO单独用于大部分的废水处理是不够经济的，需要与其他传统水净化处理技术如生物处理技术和化学絮凝技术联用。EO主要的优势是能够有效地使不能生物降解的有机物矿化。EO处理在水的杀菌方面也具有很大的潜力，阳极产生羟基自由基直接氧化同时处理过程中产生的氯/次氯酸盐引起间接氧化。然而有毒副产物的形成在某些情况下成为问题，不得不在中试或是工业规模化之前仔细审查研究。在未来的研究中，需要重点考虑的基本方面有电极使用寿命(尤其是BDD阳极)、真实废水处理过程总经济研究和电解池反应器的优化。

参考文献

[1] G. Thompson, J. Swain, M. Kay, C.F. Forster, The treatment of pulp and paper mill ef fl uent: a review, Bioresour. Technol. 77 (2001) 275–286.

[2] Z.B. G?nder, S. Arayici, H. Barlas, Advanced treatment of pulp and papermillwastewater by nano fi ltration process: effects of operating conditions on membrane fouling, Sep. Purif. Technol. 76 (2011) 292–302.

[3] M. Pizzichini, C. Russo, C. Di Meo, Puri fi cation of pulp and paper wastewater, with membrane technology, for water reuse in a closed loop, Desalination 178 (2005) 351–359.

[4] C.R. Tavares, M. Vieira, J.C.C. Petrus, E.C. Bortoletto, F. Ceravollo, Ultra fi ltration/ complexation process for metal removal from pulp and paper industry wastewater,Desalination 144 (2002) 261–265.

[5] A.C. Rodrigues, M. Boroski, N.S. Shimada, J.C. Garcia, J. Nozaki, N. Hioka, Treatment of paper pulp and paper mill wastewater by coagulation–fl occulation followed by heterogeneous photocatalysis, J. Photochem. Photobiol. A Chem. 194 (2008) 1–10.

[6] Q. Zhang, K.T. Chuang, Adsorption of organic pollutants from ef fl uents of a Kraft pulp mill on activated carbon and polymer resin, Adv. Environ. Res. 3 (2001)251–

258.

[7] E.C. Catalkaya, F. Kargi, Advanced oxidation treatment of pulpmill ef fl uent for TOC and toxicity removals, J. Environ. Manag. 87 (2008) 396–404.

[8] E.C. Catalkaya, F. Kargi, Color, TOC and AOX removals from pulp mill ef fl uent by advanced oxidation processes: a comparative study, J. Hazard. Mater. B139 (2007) 244–253.

[9] I.A. Balcioglu, E. Tarlan, C. Kivilcimdan, M. Turker Sacan, Merits of ozonation and catalytic ozonation pre-treatment in the algal treatment of pulp and paper mill

ef fl uents, J. Environ. Manag. 85 (2007) 918–926.

[10] V. Fontanier, V. Farines, J. Albet, S. Baig, J.Molinier, Study of catalyzed ozonation for advanced treatment of pulp and paper mill ef fl uents, Water Res. 40 (2006) 303–310.

[11] M. M?ntt?ri, M. Kuosa, J. Kallas, M. Nystr?m, Membrane fi ltration and ozone treatment of biologically treated ef fl uents from the pulp and paper industry, J. Membr. Sci. 309 (2008) 112–119.

[12] G. Chen, Electrochemical technologies in wastewater treatment, Sep. Purif. Technol. 38 (2004) 11–41.

[13] M.Y.A. Mollah, P. Morkovsky, J.A.G. Gomez, M. Kesmez, J. Parga, D.L. Cocke, Fundamentals, present and future perspectives of electrocoagulation, J. Hazard. Mater. B114 (2004) 199–210.

[14] P.K. Holt, G.W. Barton, C.A. Mitchell, The future for electrocoagulation as a localized water treatment technology, Chemosphere 59 (2005) 355–367.

[15] A.T. Pham, M. Sillanp??, P. Isosaari, Sewage sludge electro-dewatering treatment —a review, Dry. Technol. 30 (2012) 691–706.

[16] A. Oonnittan, R.A. Shrestha, M. Sillanp??, Removal of hexachlorobenzene from soil by electrokinetically enhanced chemical oxidation, J. Hazard. Mater. 162 (2009) 989–993.

[17] A. Oonnittan, P. Isosaari, M. Sillanp??,Oxidant availability in soil and its effect on HCB removal during electrokinetic Fenton process, Sep. Purif. Technol. 76 (2010) 146–150.

[18] T.D. Pham, R.A. Shrestha, J. Virkutyte, M. Sillanp??, Combined ultrasonication and electrokinetic remediation for persistent organic removal from contaminated kaolin, Electrochim. Acta 54 (2009) 1403–1407.

[19] T.D. Pham, R.A. Shrestha, M. Sillanp??, Electrokinetic and ultrasonic treatment of kaolin contaminated by POPs, Sep. Sci. Technol. 44 (2009) 2410–2420.

[20] E. Brillas, C.A. Martinez-Huitle, Decontamination of wastewaters containing synthetic organic dyes by electrochemical methods: an updated review, Appl. Catal. B Environ. 166–167 (2015) 603–643.

[21] C.A. Martinez-Huitle, E. Brillas, Decontamination of wastewaters containing synthetic organic dyes by electrochemical methods: a general review, Appl.

Catal. B Environ. 87 (2009) 105–145.

[22] I. Sires, E. Brillas, Remediation of water pollution caused by pharmaceutical residues based on electrochemical separation and degradation technologies: a review, Environ. Int. 40 (2012) 212–229.

[23] M. Panizza, G. Cerisola, Direct andmediated anodic oxidation of organic pollutants, Chem. Rev. 109 (2009) 6541–6569.

[24] A. Kapalka, G. Foti, C. Comninellis, Principles of the electrochemical mineralization of organic pollutants for wastewater treatment, in: C. Comninellis, G. Chen (Eds.), Electrochemistry for the Environment, Springer, New York 2010, pp. 1–23.

[25] D. Rajkumar, J.G. Kim, Oxidation of various reactive dyes with in situ electrogenerated active chlorine for textile dyeing industry wastewater treatment, J. Hazard. Mater. B136 (2006) 203–212.

[26] D. Rajkumar, B.J. Song, J.G. Kim, Electrochemical degradation of Reactive Blue 19 in chloride medium for the treatment of textile dyeing wastewater with

identi fi cation of intermediate compounds, Dyes Pigments 72 (2007) 1–7.

[27] A. Kraft, M. Stadelmann, M. Blaschke, D. Kreysig, B. Sandt, F. Schr?der, J. Rennau, Electrochemicalwater disinfection part I: hypochlorite production fromvery dilute chloride solutions, J. Appl. Electrochem. 29 (1999) 861–868.

[28] M.E.H. Bergmann, A.S. Koparal, Studies on electrochemical disinfectant production using anodes containing RuO2, J. Appl. Electrochem. 35 (2005) 1321–1329.

[29] E. Chatzisymeon, N.P. Xekoukoulotakis, A. Coz, N. Kalogerakis, D. Mantzavinos, Electrochemical treatment of textile dyes and dyehouse ef fl uents, J. Hazard. Mater. B137 (2006) 998–1007.

[30] A. Sakalis, K. Fytianos, U. Nickel, A. Voulgaropoulos, A comparative study of platinised titanium and niobe/synthetic diamond as anodes in the electrochemical treatment of textile wastewater, Chem. Eng. J. 119 (2006) 127–133.

[31] M. Gotsi, N. Kalogerakis, E. Psillakis, P. Samaras, D. Mantzavinos, Electrochemical oxidation of olive oil mill wastewaters, Water Res. 39 (2005) 4177–4187.

[32] A.M. Polcaro, A. Vacca, M. Mascia, S. Palmas, R. Pompei, S. Laconi, Characterization of a stirred tank electrochemical cell for water disinfection processes, Electrochim. Acta 52 (2007) 2595–2602.

[33] A. Dhaouadi, L. Monser, N. Adhoum, Anodic oxidation and electro-Fenton treatment of rotenone, Electrochim. Acta 54 (2009) 4473–4480.

[34] Y.Y. Chu, Y. Qian, W.J. Wang, X.L. Deng, A dual-cathode electro-Fenton oxidation coupled with anodic oxidation system used for 4-nitrophenol degradation, J. Hazard. Mater. 199–200 (2012) 179–185.

[35] E. Guinea, J.A. Garrido, R.M. Rodríguez, P.-L. Cabot, C. Arias, F. Centellas, E. Brillas, Degradation of the fl uoroquinolone enro fl oxacin by electrochemical advanced oxidation processes based on hydrogen peroxide electrogeneration, Electrochim. Acta 55 (2010) 2101–2115.

[36] E.-S.Z. El-Ashtoukhy, N.K. Amin, O. Abdelwahab, Treatment of paper mill ef fl uents in a batch-stirred electrochemical tank reactor, Chem. Eng. J. 146 (2009) 205–210.

[37] M. Hamza, S. Ammar, R. Abdelhedi, Electrochemical oxidation of 1,3,5- trimethoxybenzene in aqueous solutions at gold oxide and lead dioxide electrodes, Electrochim. Acta 56 (2011) 3785–3789.

[38] H.S. Awad, N. Abo Galwa, Electrochemical degradation of Acid Blue and Basic Brown dyes on Pb/PbO2 electrode in the presence of different conductive electrolyte and effect of various operating factors, Chemosphere 61 (2005) 1327–1335.

[39] C. Flox, C. Arias, E. Brillas, A. Savall, K. Groenen-Serrano, Electrochemical incineration of cresols: a comparative study between PbO2 and boron-doped diamond anodes, Chemosphere 74 (2009) 1340–1347.

[40] M.G. Tavares, L.V.A. da Silva, A.M. Sales Solano, J. Tonholo, C.A. Martinez-Huitle, C.L.P.S. Zanta, Electrochemical oxidation of methyl red using Ti/Ru0.3Ti0.7O2 and Ti/Pt anodes, Chem. Eng. J. 204–206 (2012) 141–150.

[41] B. Wang, W. Kong, H. Ma, Electrochemical treatment of paper mill wastewater using three-dimensional electrodes with Ti/Co/SnO2–Sb2O5 anode, J. Hazard. Mater. 146 (2007) 295–301.

[42] X. Qu, W.J. Gao, M.N. Han, A. Chen, B.Q. Liao, Integrated thermophilic submerged aerobicmembrane bioreactor and electrochemical oxidation for pulp and paper

ef fl uent treatment —towards system closure, Bioresour. Technol. 116 (2012) 1–8.

[43] D.W. Miwa, G.R.P. Malpass, S.A.S. Machado, A.J. Motheo, Electrochemical degradation of carbaryl on oxide electrodes, Water Res. 40 (2006) 3281–3289.

[44] U.D. Patel, S. Suresh, Electrochemical treatment of pentachlorophenol in water and pulp bleaching ef fl uent, Sep. Purif. Technol. 61 (2008) 115–122.

[45] B.Wang, L. Gu, H. Ma, Electrochemical oxidation of pulp and paper making wastewater assisted by transition metal modi fi ed kaolin, J. Hazard. Mater. 143 (2007) 198–205.

[46] H. Ma, B.Wang, Y.Wang, Application ofmolybdenum and phosphate modi fi ed kaolin in electrochemical treatment of paper mill wastewater, J. Hazard. Mater. 145 (2007) 417–423.

[47] F. Montilla, P.A. Michaud, E. Morallon, J.L. Vazquez, C. Comninellis, Electrochemical oxidation of benzoic acid at boron-doped diamond electrodes, Electrochim. Acta

47 (2002) 3509–3513.

[48] A. Kraft, M. Stadelmann, M. Blaschke, Anodic oxidation with doped diamond electrodes: a new advanced oxidation process, J. Hazard. Mater. B103 (2003) 247–261.

[49] M.A. Rodrigo, P. Canizares, A. Sanchez-Carretero, C. Saez, Use of conductivediamond electrochemical oxidation for wastewater treatment, Catal. Today 151 (2010) 173–177.

[50] M. Panizza, G. Cerisola, Application of diamond electrodes to electrochemical processes, Electrochim. Acta 51 (2005) 191–199.

[51] X. Chen, G. Chen, Fabrication and application of Ti/BDD for wastewater treatment, in: E. Brillas, C.A. Martinez-Huitle (Eds.), Synthetic Diamond Films: Preparation, Electrochemistry, Characterization, and Applications, John Wiley & Sons, Inc., New Jersey 2011, pp. 353–371.

[52] A.M. Faouzi, B. Nasr, G. Abdellatif, Electrochemical degradation of anthraquinone dye Alizarin Red S by anodic oxidation on boron-doped diamond, Dyes Pigments 73 (2007) 86–89.

[53] X. Chen, G. Chen, Anodic oxidation of orange II on Ti/BDD electrode: variable effects, Sep. Purif. Technol. 48 (2006) 45–49.

[54] F.L. Migliorini, N.A. Braga, S.A. Alves,M.R.V. Lanza, M.R. Baldan, N.G. Ferreira, Anodic oxidation of wastewater containing the Reactive Orange 16 Dye using heavily boron-doped diamond electrodes, J. Hazard. Mater. 192 (2011) 1683–1689.

[55] Y. Jiang, Z. Hu, M. Zhou, L. Zhou, B. Xi, Ef fi cient degradation of ρ-nitrophenol by electro-oxidation on Fe doped Ti/TiO2 nanotube/PbO2 anode, Sep. Purif. Technol. 128 (2014) 67–71.

[56] Y. Chen, H. Li,W. Liu, Y. Tu, Y. Zhang, W. Han, L.Wang, Electrochemical degradation of nitrobenzene by anodic oxidation on the constructed TiO2–NTs/SnO2–

Sb/PbO2 electrode, Chemosphere 113 (2014) 48–55.

[57] J.M. Aquino, R. Rocha-Filho, L.A.M. Ruotolo, N. Bocchi, S.R. Biaggio, Electrochemical degradation of a real textile wastewater using β-PbO2 and DSA? anodes, Chem. Eng. J. 251 (2014) 138–145.

[58] W. Wu, Z.-H. Huang, T.-T. Lim, Recent development of mixed metal oxide anodes for electrochemical oxidation of organic pollutants in water, Appl. Catal. A Gen. 480

(2014) 58–78.

[59] F. Chen, S. Yu, X. Dong, S. Zhang, High-ef fi cient treatment of wastewater contained the carcinogen naphthylamine by electrochemical oxidation with γ- Al2O3 supported MnO2 and Sb-doped SnO2 catalyst, J. Hazard. Mater. 227–228 (2012) 474–479.

[60] L. Yue, K. Wang, J. Guo, J. Yang, X. Luo, J. Lian, L. Wang, Enhanced electrochemical oxidation of dye wastewater with Fe2O3 supported catalyst, J. Ind. Eng. Chem.

20 (2014) 725–731.

[61] H. Ma, Q. Zhuo, B.Wang, Electro-catalytic degradation of methylene bluewastewater assisted by Fe2O3-modi fi ed kaolin, Chem. Eng. J. 155 (2009) 248–253.、

[62] L.S. Andrade, T.T. Tasso, D.L. da Silva, R.C. Rocha-Filho, N. Bocchi, S.R. Biaggio, On the performance of lead dioxide and boron-doped diamond electrodes in the anodic oxidation of simulated wastewater containing the Reactive Orange 16 dye, Electrochim. Acta 54 (2009) 2024–2030.

[63] E. Tsantaki, T. Velegraki, A. Katsaounis, D. Mantzavinos, Anodic oxidation of textile dyehouse ef fl uents on boron-doped diamond electrode, J. Hazard. Mater. 207–208 (2012) 91–96.

[64] S. Song, J. Fan, Z. He, L. Zhan, Z. Liu, J. Chen, X. Xu, Electrochemical degradation of azo dye C.I. Reactive Red 195 by anodic oxidation on Ti/SnO2–Sb/PbO2 electrodes, Electrochim. Acta 55 (2010) 3606–3613.

[65] R. Bogdanowicz, A. Fabianska, L. Golunski, M. Sobaszek, M. Gnyba, J. Ryl, K. Darowicki, T. Ossowski, S.D. Janssens, K. Haenen, E.M. Siedlecka, In fl uence of the boron doping level on the electrochemical oxidation of the azo dyes at Si/BDD thin fi lm electrodes, Diam. Relat. Mater. 39 (2013) 82–88.

[66] C. Ramirez, A. Saldana, B. Hernandez, R. Acero, R. Guerra, S. Garcia-Segura, E. Brillas, J.M. Peralta-Hernandez, Electrochemical oxidation of methyl orange azo dye at pilot fl ow plant using BDD technology, J. Ind. Eng. Chem. 19 (2013) 571–579.

[67] O. Garcia, E. Isarain-Chavez, A. El-Ghenymy, E. Brillas, J.M. Peralta-Hernandez, Degradation of 2,4-D herbicide in a recirculation fl ow plant with a Pt/airdiffusion and a BDD/BDD cell by electrochemical oxidation and electro-Fenton process, J. Electroanal. Chem. 728 (2014) 1–9.

[68] P.B. Moraes, R. Bertazzoli, E.D. Bidoia, Electrochemical oxidation of wastewater containing aromatic amines using a fl ow electrolytic reactor, Int. J. Environ. Pollut.

51 (2013) 1–14.

[69] J.R. Steter, R.S. Rocha, D. Dionisio, M.R.V. Lanza, A.J. Motheo, Electrochemical oxidation route of methyl paraben on a boron-doped diamond electrode, Electrochim. Acta 117 (2014) 127–133.

[70] R. Daghrir, P. Drogui, J. Tshibangu, N. Delegan, M.A. El Khakani, Electrochemical treatment of domestic wastewater using boron-doped diamond and nanostructured amorphous carbon electrodes, Environ. Sci. Pollut. Res. 21 (2014) 6578–6589.

[71] R. Daghrir, P. Drogui, J. Tshibangu, Ef fi cient treatment of domestic wastewater by electrochemical oxidation process using bored doped diamond anode, Sep. Purif. Technol. 131 (2014) 79–83.

[72] K. Groenen-Serrano, E. Weiss-Hortala, A. Savall, P. Spiteri, Role of hydroxyl radicals during the competitive electro-oxidation of organic compounds on a boron-doped diamond anode, Electrocatalysis 4 (2013) 346–352.

[73] M.A. Garcia-Morales, G. Roa-Morales, C. Barrera-Diaz, B. Bilyeu, M.A. Rodrigo, Synergy of electrochemical oxidation using boron-doped diamond (BDD) electrodes and ozone (O3) in industrial wastewater treatment, Electr. Commun. 27 (2013) 34–37.

[74] L. Xu, L.-S. Du, C.Wang,W. Xu, Nano fi ltration coupled with electrolytic oxidation in treating simulated dye wastewater, J. Membr. Sci. 409–410 (2012) 329–334.

[75] L. Xu, Y. Sun, L. Du, J. Zhang, Removal of tetracycline hydrochloride from wastewater by nano fi ltration enhanced by electro-catalytic oxidation, Desalination 352 (2014) 58–65.

[76] H. Park, K.-H. Choo, H.-S. Park, J. Choi, M.R. Hoffmann, Electrochemical oxidation and micro fi ltration of municipal wastewater with simultaneous hydrogen production: in fl uence of organic and particulate matter, Chem. Eng. J. 215–216 (2013) 802–810.

[77] G. Hurwitz, P. Pornwongthong, S. Mahendra, E.M.V. Hoek, Degradation of phenol by synergistic chlorine-enhanced photo-assisted electrochemical oxidation, Chem. Eng. J. 240 (2014) 235–243.

[78] G. Hurwitz, E.M.V. Hoek, K. Liu, L. Fan, F.A. Roddick, Photo-assisted electrochemical treatment ofmunicipal wastewater reverse osmosis concentrate, Chem. Eng. J. 249 (2014) 180–188.

[79] M.J.M. de Vidales, S. Barba, C. Saez, P. Canizares, Coupling ultraviolet light and ultrasound irradiation with conductive-diamond electrochemical oxidation for the removal of progesterone, Electrochim. Acta 140 (2014) 20–26.

[80] F.L. Souza, C. Saez, P. Canizares, A.J. Motheo,M.A. Rodrigo, Coupling photo and sono technologies to improve ef fi ciencies in conductive diamond electrochemical oxidation, Appl. Catal. B Environ. 144 (2014) 121–128.

[81] B. Yang, J. Zuo, X. Tang, F. Liu, X. Yu, X. Tang, H. Jiang, L. Gan, Effective ultrasound electrochemical degradation of methylene blue wastewater using a nanocoated electrode, Ultrason. Sonochem. 21 (2014) 1310–1317.

[82] S. Senthilkumar, C. Ahmed Basha, M. Perumalsamy, H.J. Prabhu, Electrochemical oxidation and aerobic biodegradation with isolated bacterial strains for dye wastewater: combined and integrated approach, Electrochim. Acta 77 (2012) 171–178.

[83] M.R. Goncalves, I.P. Marques, J.P. Correia, Electrochemical mineralization of anaerobically digested olive mill wastewater, Water Res. 46 (2012) 4217–4225.

[84] A.Y. Bagastyo, D.J. Batstone, I. Kristiana, W. Gernjak, C. Joll, J. Radjenovic, Electrochemical oxidation of reverse osmosis concentrate on boron-doped diamond anodes at circumneutral and acidic pH, Water Res. 46 (2012) 6104–6112.

[85] A.Y. Bagastyo, D.J. Batstone, K. Rabaey, J. Radjenovic, Electrochemical oxidation of electrodialysed reverse osmosis concentrate on Ti/Pt–IrO2–Sb and boron-doped diamond electrodes, Water Res. 47 (2013) 242–250.

[86] M. Panizza, G. Cerisola, Olive mill wastewater treatment by anodic oxidation with parallel plate electrodes, Water Res. 40 (2006) 1179–1184.

[87] E. Chatzisymeon, A. Dimou, D. Mantzavinos, A. Katsaounis, Electrochemical oxidation of model compounds and olive mill wastewater over DSA electrodes: 1. The case of Ti/IrO2 anode, J. Hazard. Mater. 167 (2009) 268–274.

[88] E. Brillas, I. Sires, C. Arias, P.L. Cabot, F. Centellas, R.M. Rodríguez, J.A. Garrido, Mineralization of paracetamol in aqueous medium by anodic oxidation with a boron-doped diamond electrode, Chemosphere 58 (2005) 399–406.

[89] L. Szpyrkowicz, S.N. Kaul, R.N. Neti, S. Satyanarayan, In fl uence of anodematerial on electrochemical oxidation for the treatment of tannery wastewater,Water Res. 39 (2005) 1601–1613.

[90] X.-Y. Li, Y.-H. Cui, Y.-J. Feng, Z.-M. Xie, J.-D. Gu, Reaction pathways and mechanisms of the electrochemical degradation of phenol on different electrodes,Water Res.

39 (2005) 1972–1981.

[91] X. Zhu, J. Ni, P. Lai, Advanced treatment of biologically pretreated coking wastewater by electrochemical oxidation using boron-doped diamond electrodes, Water Res.

43 (2009) 4347–4355.

[92] Y.-Y. Chu, W.-J. Wang, M. Wang, Anodic oxidation process for the degradation of 2,4-dichlorophenol in aqueous solution and the enhancement of biodegradability, J. Hazard. Mater. 180 (2010) 247–252.

[93] I. Pikaar, R.A. Rozendal, Z. Yuan, J. Keller, K. Rabaey, Electrochemical sul fi de oxidation from domestic wastewater using mixed metal-coated titanium electrodes, Water Res. 45 (2011) 5381–5388.

[94] M. Murugananthan, S.S. Latha, G. Bhaskar Raju, S. Yoshihara, Anodic oxidation of ketoprofen —an anti-in fl ammatory drug using boron doped diamond and platinum electrodes, J. Hazard. Mater. 180 (2010) 753–758.

[95] J.Y. Choi, Y.-J. Lee, J. Shin, J.-W. Yang, Anodic oxidation of 1,4-dioxane on borondoped diamond electrodes for wastewater treatment, J. Hazard. Mater. 179 (2010) 762–768.

[96] A. Cabeza, A. Urtiaga, M.-J. Rivero, I. Ortiz, Ammonium removal from land fi ll leachate by anodic oxidation, J. Hazard. Mater. 144 (2007) 715–719.

[97] G. Lissens, J. Pieters, M. Verhaege, L. Pinoy,W. Verstraete, Electrochemical degradation of surfactants by intermediates of water discharge at carbon-based electrodes, Electrochim. Acta 48 (2003) 1655–1663.

[98] C. Flox, J.A. Garrido, R.M. Rodríguez, F. Centellas, P.-L. Cabot, C. Arias, E. Brillas, Degradation of 4,6-dinitro-o-cresol from water by anodic oxidation with a

boron-doped diamond electrode, Electrochim. Acta 50 (2005) 3685–3692.

[99] J. Wang, J. Farrell, Electrochemical inactivation of triclosan with boron doped diamond fi lm electrodes, Environ. Sci. Technol. 38 (2004) 5232–5237.

[100] M.J. Martin de Vidales, C. Saez, P. Canizares,M.A. Rodrigo, Electrolysis of progesterone with conductive-diamond electrodes, J. Chem. Technol. Biotechnol. 87 (2012) 1173–1178.

[101] M.J. Martin de Vidales, J. Robles-Molina, J.C. Dominguez-Romero, P. Canizares, C. Saez, A. Molina-Diaz, M.A. Rodrigo, Removal of sulfamethoxazole from waters and wastewaters by conductive-diamond electrochemical oxidation, J. Chem.Technol. Biotechnol. 87 (2012) 1441–1449.

[102] J. Robles-Molina, M.J. Martin de Vidales, J.F. Garcia-Reyes, P. Canizares, C. Saez,M.A. Rodrigo, A. Molina-Diaz, Conductive-diamond electrochemical oxidation of chlorpyrifos in wastewater and identi fi cation of its main degradation products by LC–TOFMS, Chemosphere 89 (2012) 1169–1176.

[103] X. Li, C. Wang, Y. Qian, Y. Wang, L. Zhang, Simultaneous removal of chemical oxygen demand, turbidity and hardness from biologically treated citric acid wastewater by electrochemical oxidation for reuse, Sep. Purif. Technol. 107 (2013) 281–288.

[104] M. Skoumal, C. Arias, P.L. Cabot, F. Centellas, J.A. Garrido, R.M. Rodríguez, E. Brillas, Mineralization of the biocide chloroxylenol by electrochemical advanced oxidation processes, Chemosphere 71 (2008) 1718–1729.

[105] E. Brillas, S. Garcia-Segura, M. Skoumal, C. Arias, Electrochemical incineration of diclofenac in neutral aqueous medium by anodic oxidation using Pt and borondoped diamond anodes, Chemosphere 79 (2010) 605–612.

[106] N. Borras, R. Oliver, C. Arias, E. Brillas, Degradation of atrazine by electrochemical advanced oxidation processes using a boron-doped diamond anode, J. Phys. Chem.

A 114 (2010) 6613–6621.

[107] K. Eskelinen, H. S?rkk?, T.A. Kurniawan, M.E.T. Sillanp??, Removal of recalcitrant contaminants from bleaching ef fl uents in pulp and paper mills using ultrasonic irradiation and Fenton-like oxidation, electrochemical treatment, and/or chemical precipitation: a comparative study, Desalination 255 (2010) 179–187.

[108] H. S?rkk?, K. Kuhmonen, M. Veps?l?inen, M. Pulliainen, J. Selin, P. Rantala, E. Kukkam?ki, M. Sillanp??, Electrochemical oxidation of sulphides in paper mill wastewater by using mixed oxide anodes, Environ. Technol. 30 (2009) 885–892.

[109] M. Zhou, H. S?rkk?, M. Sillanp??, A comparative experimental study on methyl orange degradation by electrochemical oxidation on BDD and MMO electrodes, Sep. Purif. Technol. 78 (2011) 290–297.

[110] D.M. de Araujo, C. Saez, C.A. Martinez-Huitle, P. Canizares, M.A. Rodrigo, In fl uence of mediated processes on the removal of rhodamine with conductive-diamond electrochemical oxidation, Appl. Catal. B Environ. 167 (2015) 454–459.

[111] F. Sopaj, M.A. Rodrigo, N. Oturan, F.I. Podvorica, J. Pinson, M.A. Oturan, In fl uence of the anode materials on the electrochemical oxidation ef fi ciency. Application to oxidative degradation of the pharmaceutical amoxicillin, Chem. Eng. J. 262 (2015) 286–294.

[112] D. Shao, J. Liang, X. Cui, H. Xu, W. Yan, Electrochemical oxidation of lignin by two typical electrodes: Ti/Sb–SnO2 and Ti/PbO2, Chem. Eng. J. 244 (2014) 288–295.

[113] A. Thiam, I. Sires, J.A. Garrido, R.M. Rodríguez, E. Brillas, Effect of anions on electrochemical degradation of azo dye Carmoisine (Acid Red 14) using a BDD anode and air-diffusion cathode, Sep. Purif. Technol. 140 (2015) 43–52.

[114] N. Gedam, N. Rao Neti, S.M. Kashyap, Treatment of recalcitrant caprolactam wastewater using electrooxidation and ozonation, Clean: Soil, Air, Water 42 (2014) 932

–938.

[115] H. Barnd?k, D. Hermosilla, L. Cortijo, E. Torres, á. Blanco, Electrooxidation of industrial wastewater containing 1,4-dioxane in the presence of different salts, Environ. Sci. Pollut. Res. 21 (2014) 5701–5712.

[116] H.R. Ghatak, Comparative removal of commercial diclofenac sodium by electro-oxidation on platinum anode and combined electro-oxidation and electrocoagulation on stainless steel anode, Environ. Technol. 35 (2014) 2483–2492.

[117] E.M. Siedlecka, A. Fabia?ska, S. Stolte, A. Nienstedt, T. Ossowski, P. Stepnowski, J. Th?ming, Electrocatalytic oxidation of 1-butyl-3-methylimidazolium chloride: effect of the electrode material, Int. J. Electrochem. Sci. 8 (2013) 5560–5574.

[118] E. Guinea, F. Centellas, J.A. Garrido, R.M. Rodríguez, C. Arias, P.-L. Cabot, E. Brillas, Solar photoassisted anodic oxidation of carboxylic acids in presence of Fe3+ using a boron-doped diamond electrode, Appl. Catal. B Environ. 89 (2009) 459–468.

[119] A. Dominquez-Ramos, R. Aldaco, A. Irabien, Photovoltaic solar electrochemical oxidation (PSEO) for treatment of lignosulfonate wastewater, J. Chem. Technol. Biotechnol. 85 (2010) 821–830.

[120] C. Ratiu, F.Manea, C. Lazau, I. Grozescu, C. Radovan, J. Schoonman, Electrochemical oxidation of p-aminophenol from water with boron-doped diamond anodes and assisted photocatalytically by TiO2-supported zeolite, Desalination 260 (2010) 51–56.

[121] E. Guinea, E. Brillas, F. Centellas, P. Canizares, M.A. Rodrigo, C. Saez, Oxidation of enro fl oxacin with conductive-diamond electrochemical oxidation, ozonation and Fenton oxidation. A comparison, Water Res. 43 (2009) 2131–2138.

[122] P. Canizares, M. Hernandez-Ortega, M.A. Rodrigo, C.E. Barrera-Diaz, G. Roa- Morales, C. Saez, A comparison between conductive-diamond electrochemical oxidation and other advanced oxidation processes for the treatment of synthetic melanoidins, J. Hazard. Mater. 164 (2009) 120–125.

[123] R. Daghrir, P. Drogui, F. Zaviska, Effectiveness of a hybrid process combining electro-coagulation and electro-oxidation for the treatment of domestic wastewaters using response surface methodology, J. Environ. Sci. Health, Part A: Tox. Hazard. Subst. Environ. Eng. 48 (2013) 308–318.

[124] S. Kumar, S. Singh, V.C. Srivastava, Electro-oxidation of nitrophenol by ruthenium oxide coated titanium electrode: parametric, kinetic and mechanistic study, Chem. Eng. J. 263 (2015) 135–143.

[125] A.M. Polcaro,M. Mascia, S. Palmas, A. Vacca, Kinetic study on the removal of organic pollutants by an electrochemical oxidation process, Ind. Eng. Chem. Res. 41 (2002) 2874–2881.

[126] J. Jeong, J.Y. Kim, M. Cho, W. Choi, J. Yoon, Inactivation of Escherichia coli in the electrochemical disinfection process using a Pt anode, Chemosphere 67 (2007)652–659.

[127] F. Lopez-Galvez, G.D. Posada-Izquierdo, M.W. Selma, F. Perez-Rodríguez, J. Gobet, M.I. Gil, A. Allende, Electrochemical disinfection: an ef fi cient treatment to inactivate Escherichia coli O157:H7 in process wash water containing organic matter,Food Microbiol. 30 (2012) 146–156.

[128] J. Jeong, C. Kim, J. Yoon, The effect of electrode material on the generation of oxidants and microbial inactivation in the electrochemical disinfection processes, Water Res. 43 (2009) 895–901.

[129] Q. Ma, T. Liu, T. Tang, H. Yin, S. Ai, Drinking water disinfection by hemin-modi fi ed graphite felt and electrogenerated reactive oxygen species, Electrochim. Acta 56(2011) 8278–8284.

[130] Q. Fang, C. Shang, G. Chen, MS2 inactivation by chloride-assisted electrochemical disinfection, J. Environ. Eng. 132 (2006) 13–22.

[131] K.P. Drees,M. Abbaszadegan, R.M.Maier, Comparative electrochemical inactivation of bacteria and bacteriophage, Water Res. 37 (2003) 2291–2300.

[132] C. Feng, K. Suzuki, S. Zhao, N. Sugiura, S. Shimada, T. Maekawa,Water disinfection by electrochemical treatment, Bioresour. Technol. 94 (2004) 21–25.

[133] A. Cano, P. Canizares, C. Barrera-Diaz, C. Saez, M.A. Rodrigo, Use of conductivediamond electrochemical-oxidation for the disinfection of several actual treated wastewaters, Chem. Eng. J. 211–212 (2012) 463–469.

[134] B.S. Oh, S.G. Oh, Y.J. Jung, Y.Y. Hwang, J.-W. Kang, I.S. Kim, Evaluation of a seawater electrolysis process considering formation of free chlorine and perchlorate, Desalin. Water Treat. 18 (2010) 245–250.

[135] B.S. Oh, S.G. Oh, Y.Y. Hwang, H.-W. Yu, J.-W. Kang, I.S. Kim, Formation of hazardous inorganic by-products during electrolysis of seawater as a disinfection process for desalination, Sci. Total Environ. 408 (2010) 5958–5965.

[136] M.E.H. Bergmann, J. Rollin, Product and by-product formation in laboratory studies on disinfection electrolysis of water using boron-doped diamond anodes, Catal. Today 124 (2007) 198–203.

[137] M. Vallejo, M.F. San Román, I. Ortiz, Quantitative assessment of the formation of polychlorinated derivatives, PCDD/Fs, in the electrochemical oxidation of 2- chlorophenol as function of the electrolyte type, Environ. Sci. Technol. 47 (2013) 12400–12408.

[138] E. Tsolaki, P. Pitta, E. Diamadopoulos, Electrochemical disinfection of simulated ballast water using Artemia salina as indicator, Chem. Eng. J. 156 (2010) 305–312. [139] M. Mascia, A. Vacca, S. Palmas, Electrochemical treatment as a pre-oxidative step for algae removal using Chlorella vulgaris as a model organism and BDD anodes, Chem. Eng. J. 219 (2013) 512–519.

[140] E. Lacasa, E. Tsolaki, Z. Sbokou, M.A. Rodrigo, D. Mantzavinos, E. Diamadopoulos, Electrochemical disinfection of simulated ballast water on conductive diamond electrodes, Chem. Eng. J. 223 (2013) 516–523.

[141] Y. Jung, Y. Yoon, E. Hong, M. Kwon, J.-W. Kang, Inactivation characteristics of ozone and electrolysis process for ballast water treatment using B. subtilis spores as a probe, Mar. Pollut. Bull. 72 (2013) 71–79.

[142] Z. Frontistis, C. Brebou, D. Venieri, D. Mantzavinos, A. Katsaounis, BDD anodic oxidation as tertiary wastewater treatment for the removal of emerging micropollutants, pathogens and organic matter, J. Chem. Technol. Biotechnol. 86 (2011) 1233–1236.

[143] V. Schmalz, T. Dittmar, D. Haaken, E. Worch, Electrochemical disinfection of biologically treated wastewater from small treatment systems by using boron-doped diamond (BDD) electrodes —contribution for direct reuse of domestic wastewater, Water Res. 43 (2009) 5260–5266.

[144] K. Shang, Z. Qiao, B. Sun, X. Fan, S. Ai, An ef fi cient electrochemical disinfection of E. coli and S. aureus in drinking water using ferrocene-PAMAM-multiwalled carbon nanotubes–chitosan nanocomposite modi fi ed pyrolytic graphite electrode, J. Solid State Electrochem. 17 (2013) 1685–1691.

[145] E.R. Henquin, A.N. Colli, M.E.H. Bergmann, J.M. Bisang, Characterization of a bipolar parallel-plate electrochemical reactor for water disinfection using lowconductivity drinking water, Chem. Eng. Process. 65 (2013) 45–52.

[146] W. Can, H. Yao-Kun, Z. Qing, J. Min, Treatment of secondary ef fl uent using a threedimensional electrode system: COD removal, biotoxicity assessment, and disinfection effects, Chem. Eng. J. 243 (2014) 1–6.

[147] K. Ninomiya, M. Arakawa, C. Ogino, N. Shimizu, Inactivation of Escherichia coli by sonoelectrocatalytic disinfection using TiO2 as electrode, Ultrason. Sonochem. 20 (2013) 762–767.

[148] J. Llanos, S. Cotillas, P. Canizares, M.A. Rodrigo, Conductive diamond sonoelectrochemical disinfection (CDSED) for municipal wastewater reclamation, Ultrason. Sonochem. 22 (2015) 493–498.

[149] J. Llanos, S. Cotillas, P. Canizares, M.A. Rodrigo, Novel electrodialysis–electrochlorination integrated process for the reclamation of treated wastewaters, Sep. Purif. Technol. 132 (2014) 362–369.

[150] S. Cotillas, J. Llanos, P. Canizares, S. Mateo, M.A. Rodrigo, Optimization of an integrated electrodisinfection/electrocoagulation process with Al bipolar electrodes for urban wastewater reclamation, Water Res. 47 (2013) 1741–1750.

[151] S.N. Hussain, N. de las Heras, H.M.A. Asghar, N.W. Brown, E.P.L. Roberts, Disinfection of water by adsorption combined with electrochemical treatment, Water Res.

54 (2014) 170–178.

[152] M.A. Brugnera, M. Miyata, G.J. Zocolo, C.Q.F. Leite, M.V.B. Zanoni, A photoelectrocatalytic process that disinfects water contaminated with Mycobacterium kansasii and Mycobacterium avium, Water Res. 47 (2013) 6596–6605.

[153] W. Liang, L. Chen, L. Sui, L. Yu, L. Wang, H. Shi, Assessment of detoxi fi cation of microcystin extracts using electrochemical oxidation, J. Environ. Sci. Health, Part

电化学 循环水处理工艺介绍

项目概述 ***********厂内现有部分循环水排污水。 为了节约用水，减少排放，实现水资源再利用，公司拟对厂内的上述各系统循环水排污水进行处理后回用于厂内循环水系统作为补水，代替新鲜水的使用。设计处理水量为200m3/h。 一．设计基础 1.水质情况 1.1水质指标 注：混合污水水质即为经计算后原水水质指标。 1.2水质分析 由以上数据表可以看出，将几股循环水排污水及浓水混合后，其水质的主要问题是电导率、总硬度、总碱度较高，需要进行降低去除处理。

而对于水中含盐量的降低去除则必然涉及到膜法除盐技术，而膜脱盐设备对于进水水质有一定的要求标准，从上述水质表分析，其水质总硬度、总碱度等指标较高，均超过膜脱盐设备的进水要求，原水的结垢性较强，易在膜过滤过程中形成垢类物质沉积在膜表面，影响膜的正常运行。所以必需对原水进行预处理，降低水质的总硬度、总碱度等指标，使处理出水达到膜脱盐设备的进水要求，才能进入脱盐设备进行脱盐处理。 本方案设计工艺分为两部分，一部分是预处理，一部分是脱盐处理。预处理主要用于降低水中的总硬度、总碱度等，脱盐处理主要用于降低水中的含盐量。2．设计水量 设计处理水量为：200m3/h。 二．技术工艺说明 1．技术工艺确定 1.1 技术工艺确定 根据污水水质分析，处理工艺确定为“预处理+脱盐”。其中预处理工艺需要降低水中总硬度、总碱度等，使出水水质满足膜脱盐设备的进水要求。对于水中的上述指标，均可通过“三法净水”处理技术进行有效降低去除，同时还可以进一步去除污水中的浊度、悬浮物等颗粒杂质。 由于处理出水作为循环水系统的补水，对于水质的含盐量要求并不高（新鲜水补水电导450-500uS/cm），而且随着回用设备的投运，循环水系统的含盐量逐渐降低，水质将逐渐改善，所以选择适度脱盐设备进行脱盐处理，即JR-EDR 电渗析脱盐设备。同时，JR-EDR电渗析脱盐设备具有运行成本低、膜抗污染性较强的特点，更适宜应用于污水回用处理。 设计技术工艺为：“三法净水”一体化设备＋JR-EDR电渗析脱盐设备。1.2工艺流程框图 加酸、杀菌剂

工科化学问题详解第五章氧化还原反应与电化学

第五章氧化还原反应与电化学 教学容 1. 氧化数； 2.原电池与原电池电动势； 3. 金属的腐蚀与防护； 4.电解的基本原理及应用。 教学要求 了解氧化数的概念及确定方法；掌握原电池的组成、结构、符号表示、电极反应及电池反应的表示方法；了解电极电势的产生原因和测求方法；掌握浓度对电极电势的影响及Nernst方程的有关计算；了解电解池的结构特点；理解理论分解电压、实际分解电压的概念及产生原因；了解电解的应用；熟悉金属电化学腐蚀的产生原因及析氢腐蚀、吸氧腐蚀的主要特点；了解电化学腐蚀的主要防护方法。 知识点与考核点 1．氧化数 某元素的一个原子在化合状态时的形式电荷数 ．．．．．（可以为分数）。 2．电对 同一元素氧化数高的状态（氧化态）与其氧化数低的状态（还原态）构成 一个电对。通常表述为氧化态/还原态，例如，Cu2+/Cu、Zn2+/Zn、 Fe3+/Fe2+、Fe2+/Fe、O２／H2O2、H2O2/OH–等。 3．原电池 借助氧化还原反应直接 ．．产生电流的装置。 4．原电池装置的符号表示：（以铜锌原电池为例） （－）Zn | Zn2+（c1）|| Cu2+（c2）| Cu（+） 负极反应：Zn（s）→Zn2+（aq）+2e– 正极反应： Cu2+（aq）+2e–→Cu（s） 电池总反应： Cu2+（aq）+ Zn（s）= Cu（s） + Zn2+（aq） 5．原电池装置的符号表示书写规则 （1）负极在左侧，正极在右侧， （2）两个半电池的中间用盐桥“||”连接， （3）盐桥两侧分别是正、负极的离子“Zn2+（c1）||Cu2+（c2）”，溶液需标 出离子的浓度。 例：将下列氧化还原反应组成原电池，写出电极反应。 （1）Sn2+（aq）+2Fe3+（aq）= Sn4+（aq）+2Fe2+ （aq） 解：原电池符号表示式为 （－）Pt | Sn2+ (c1), Sn4+ (c2) || Fe3+ (c3), Fe2+ (c4) | Pt（＋）负极反应：Sn2+（aq）→ Sn4+（aq）+2e– 正极反应：2Fe3+（aq）+ 2e–→2Fe2+（aq）

3 氧化还原与电化学

3 氧化还原与电化学 一、实验目的 1.了解原电池的组成及其电动势的粗略测定； 2.认识浓度、介质的酸碱性对氧化还原的影响； 3．认识一些中间价态物质的氧化还原性； 4.了解电化学腐蚀的基本原理及其防止的方法。 二、实验原理 1.原电池组成和电动势 利用氧化还原反应产生电流的装置叫做原电池。 原电池负极氧化反应 正极还原反应 正负极间必须用盐桥连接。 原电池电动势应为 2.浓度、介质对电极电势和氧化还原反应的影响 （1）浓度对电极电势的影响 例如： （2）介质的酸碱性对电极电势的影响 例如： (a) 2Zn e -2Zn +=22Cu e Cu ++=E E ??=正 - 负 22Zn e Zn +-=2220.059 Zn /Zn Zn /Zn lgc(Zn )2+θ++?=?+ 32C 1O 6H 6e C 13H O -+- +++? 1.45V θ?=3 3 63 C1O /C1C1O /C1[c(C1O )/c ][c(H )/c ]0.0591g 6[c(C1)/c ] - - -- - +-=+θθθ ??

(b) (c) (d) 3．物质的氧化还原性 例如 4.电化学腐蚀及其防止 吸氧腐蚀阳极 阴极 差异充气腐蚀 表面处高大，为阴极； 深处低，小，为阳极。 防腐蚀可用牺牲阳极法、外加电流法、缓蚀剂法。乌洛托品（六次甲基四胺）可作钢铁在酸性介质中的缓蚀剂。 三、仪器和药品 1.仪器 直流伏特计（0~3 V ）（公用）盐桥（公用）① 242MnO 8H 5e Mn 4H O -++ +++?22448 42MnO /Mn MnO /Mn [c(MnO )/c ][c(H )/c ]0.0591g 5[c(Mn )/c ] -+-+ -θ+θθ +θ?=? +422MnO 2H O 3e MnO (s)4OH -- +++?MnO /MnO 4 2 4 2 44 MnO /MnO [c(MnO )/c ]0.0591g 3[c(OH )/c ]---θ θ -θ?=?+()244MnO e MnO --????→+←????强碱介质224 444 42MnO /MnO MnO /MnO 4[c(MnO )/c ]0.0591g [c(MnO )/c ] -----θ θ -θ?? +?2242PbS 4H O HAcPbSO ()4H O +↓+白色2422222MnO 6H 5H O 2Mn 5O 8H O -++ ++=++2Fe Fe 2e + =+22O 2H O 4e 4OH - ++=22 2O 4 O /OH O /OH p /p 0.059 1g 4[c(OH )/c ]- - θθ -θ?=? +2 O p 2 /O OH ?- 2 O p 2 /O OH ?-

8种电化学水处理方法

8种电化学水处理方法 电化学水处理- 世间万物，都是有一利就有一弊。社会的进步和人们生活水平的提高，也不可避免地对环境产生污染。废水就是其中之一。随着石化、印染、造纸、农药、医药卫生、冶金、食品等行业的迅速发展，世界各国的废水排放总量急剧增加，且由于废水中含有较多的高浓度、高毒性、高盐度、高色度的成分，使其难以降解和处理，往往会造成非常严重的水环境污染。 为了处理每天大量排出的工业废水，人们也是蛮拼的。物、化、生齐用，力、声、光、电、磁结合。今天笔者为您总结用电’ 来处理废水的电化学水处理技术。 电化学水处理技术，是指在电极或外加电场的作用下，在特定的电化学反应器内，通过一定的化学反应、电化学过程或物理过程，对废水中的污染物进行降解的过程。电化学系统设备相对简单，占地面积小，操作维护费用较低，能有效避免二次污染，而且反应可控程度高，便于实现工业自动化，被称为环境友好’ 技术。 电化学水处理的发展历程 1799 年 Valta制成Cu-Zn原电池，这是世界上第一个将化学能转化为电能的化学电源 1833 年 建立电流和化学反应关系的法拉第定律。 19世纪70年代 Helmholtz提出双电层概念。任何两个不同的物相接触都会在两相间产生电势，这是因电荷分离引起的。两相各有过剩的电荷，电量相等，正负号相反，相互吸引，形成双电层。 1887 年 Arrhenius提出电离学说。 1889 年 Nernst提出电极电位与电极反应组分浓度关系的能斯特方程。 1903 年 Morse 和Pierce 把两根电极分别置于透析袋内部和外部溶液中，发现带电杂质能迅速地从凝胶中除去。 1905年 提出Tafel 公式，揭示电流密度和氢过电位之间的关系。 1906年

电化学氧化法对处理垃圾渗透液的影响

电化学氧化法对处理垃圾渗透液的影响 外加不同盐类对污染物去除的影响 图1在电化学氧化法处理过程中，加入其它盐来探讨外加盐类对电化学氧化处理的影响。在电解时，分别加入5000mg?L-1硫酸钠和氯化钠。 盐类对污染物去除的影响 对比图1和图2可知，当外加入硫酸盐后电化学处理垃圾渗滤液时污染物去除效率较未加硫酸盐时降低了，这说明硫酸盐的加入对渗出液电化学氧化处理起到了消极作用。硫酸根是含氧阴离子，其加入抑制了Cl2/HClO生成，进而导致了垃圾渗滤液的处理率降低。 当外加氯化物时，COD和铵氮的去除率都提高了，这说明外加氯化物对垃圾填埋场浸出液的电化学氧化处理有积极作用。同时，外加氯化物时，铵氮去除率远远高于COD的去除率，铵氮的去除占主要地位。 氯化物浓度对污染物去除的影响 通过外加不同浓度的氯化钠来研究氯化物浓度对电化学氧化法处理垃圾渗滤液的影响。 图3氯化物浓度对污染物去除的影响 由图3可知：铵氮与COD去除率均随氯化物浓度增大而提高。因为Cl-浓度高，生成 Cl2/HClO浓度也高，增强了间接氧化作用。从图3还可知，在电解过程中，COD去除率低于

铵氮去除率。然而，在电解过程的后阶段，当铵氮几乎完全去除时，COD的去除率立即增大。这也说明在去除铵氮与COD过程中，铵氮被优先去除。 当外加氯化物6000mg?L-1、电流密度为12A?dm-2，电解240min，COD去除率可达90 %。 3电流密度对污染物去除的影响 电流密度对污染物去除的影响 污染物去除率随电流密度增加而增加。电流密度增加，铵氮去除率大幅增加，而COD 去除率只是稍稍增加。因为垃圾渗滤液中含有较高浓度铵氮，在电化学氧化处理过程中，铵氮优先去除，故要得到较高的COD去除率，外加氯化物是十分必要的。 结论 (1)电化学氧化法能有效处理垃圾渗滤液。使用SPR阳电极，12A?dm-2电流密度， 6000mg?L-1氯化物，电解240min，COD去除率可达90%。 (2)电化学氧化法对COD与铵氮的去除情况不同。铵氮能优先被去除，去除效率高达100%。当铵氮完全去除后COD去除率明显增大。若预先将铵氮去除，则电解时COD去除率会提高，这样会减少电耗。 (3)SPR阳极对渗出液处理率最高。随着电流密度和氯化物浓度增大，渗出液处理率增大。

实验七--氧化还原反应与电化学

实验七 氧化还原反应与电化学 一．实验目的 1. 了解测定电极电势的原理及方法 2. 掌握用酸度计测定原电池电动势的方法 3. 了解原电池、电解池的装置及作用原理 二．实验原理 1．电极电势的测定 E (Zn 2+/Zn)电极电位的测定 (-) Zn ?ZnSO 4(0.10mol·dm -3)??KCl(饱和)?Hg 2Cl 2,Hg (Pt) (+) 测测甘汞E E E E E E E E -=-=-=-=+++-+V 2415.0)/Zn Zn () /Zn Zn (V 2415.0)/Zn Zn ()(222 ()()() ++++ =22O 2Zn lg 216059.0Zn Zn Zn Zn c E E 理论 2.浓度对电极电势的影响 对于任意一个电极反应 氧化型物质 + z e - 还原型物质 )()(lg 05916.0)O/R ()O/R (还原态氧化态c c z E E += c (氧化态)增大或c (还原态)减小，E (O/R)变大；c (氧化态) 减小或c (还原态)增大，E (O/R) 减小。对比下面三个原电池 （1）(-) Zn ?ZnSO 4(0.10mol·dm -3) ║ CuSO 4(0.10mol·dm -3)?Cu (+) （2）(-) Zn ?ZnSO 4(0.10mol·dm -3) ║ [Cu(NH 3)4]2+, NH 3·H 2O ?Cu (+) （3）(-) Zn ?[Zn(NH 3)4]2+, NH 3·H 2O ║ CuSO 4(0.10mol·dm -3)?Cu (+) 电池（2）中正极的氧化态生成配离子使c (氧化态)变小，则正极的电极电势变小；（3）中负极的氧化态生成配离子使c (氧化态)变小，则负极的电极电势变小，故电动势 E 3 >E 1 >E 2。 3．酸度对电极电势的影响 含氧酸盐的氧化性随介质溶液的酸度的增加而增强，如 O H 7Cr 2 e 6H 14O Cr 23272+=+++-+- ) Cr ()H ()O Cr (lg 605916.0)/Cr O Cr ()/Cr O Cr (321427232723272++-+-+-?+=c c c E E

氧化还原反应及电化学-例题解析

第十四讲氧化还原反应及电化学 【例题解析】 【例1】(2005年江苏省化学竞赛夏令营选拔赛试题)铝是一种重要的金属材料，广泛用于制作导线、结构材料和日用器皿，铝合金大量用于飞机和其它构件的制造。十九世纪曾以电解熔融氧化铝的方法制备金属铝，当时铝由于价格昂贵而只被贵族用作装饰品。现代工业上是通过在1000℃左右的高温下电解氧化铝和冰晶石(Na3AlF6)的熔融液制备铝的。请回答下列问题： (1) 现代工业电解制备铝过程中正极和负极实际发生的反应分别为：在正极放电产生；在负极放电产生。 (2) 电解反应方程式为。 (3) 以现代工业方法制备的铝价格下降的可能原因是：。 (4) 若电流效率为75％，则制备1kg金属铝需以10A电流电解小时。 (5) 电解NaCl－AlCl3熔融液制备铝比电解Al2O3－Na3AlF6的熔融液制备铝节省电能约30％，为什么现在仍用后一种方法制备铝? 。 【解析】 (1) O2－3+ (2) O O Al 2 (3) 纯氧化铝熔点很高(＞2000℃)，加入Na3AlF6后由于形成共熔体使其熔点大大降低，从而使制备铝成本降低 (4) 397 (5) 由于AlCl3没有天然矿藏，制备AlCl3所需氯气仍需电解制得，电能没有省下。 【例2】(2006年江苏省化学竞赛夏令营选拔赛试题)锂离子电池、金属氢化物-镍电池(MH-Ni)、无水碱性锌-锰电池、燃料电池、太阳能电池等是21世纪理想的绿色环保电源。其中液态锂离子电池是指Li+嵌入化合物为正负电极的二次电池。正极采用锂化合物LiCoO2、LiNiO2或LiMn2O4，负极采用碳电极，充电后成为锂-碳层间化合物Li x C6(0

电化学水处理考察

电化学水处理考察报告 针对我公司设备冷却循环水质不达标情况，由能源部、机动部联合组织相关人员分别对上海东方维尔和山西和风佳会两家公司在工业领域的应用进行了实地考察，两家公司处理原理基本相同，只是处理设备的形式上有所区别。 两家公司电化学水处理技术的主要工作原理是利用电化学的氧化还原反应，将水中的Ca2+、Mg2+以固体形式排除，降低水体的硬度，同时产生氧化性物质，抑制循环水系统中菌藻的滋生，达到杀菌灭藻功能。目前，对于电化学循环水处理技术的机理研究主要集中在以下几个方面： 1.电化学除垢原理 在直流电场的作用下水在阴极发生电解反应生成OH-，由阴极反应产生的OH-离子，打破阴极附近溶液中碱度与硬度的平衡，溶液中的HCO3-离子转化为CO32-离子，同时水中的Ca2+、Mg2+等成垢离子在静电引力的作用下向阴极区迁移，分别生成CaCO3、Mg(OH)2沉淀析出，同时在电场的作用下，CaCO3在阴极板表面的结晶形式由坚硬的方解石结构转变为较为疏松的文石型结构，更易于剥离去除 2.电化学杀菌原理 在电场的作用下，水中的氯离子会被氧化成氯气、次氯酸、次氯酸根等自由氯组分，电解氯化作用，主要通过次氯酸起作用。次氯酸为很小的中性分子，它扩散到带负电的细菌表面，并通过细菌的细胞

壁穿透到细菌内部。当次氯酸到达细菌内部时，能起氧化作用破坏细菌的酶系统而使细菌死亡。在电催化反应中，通过电解水以及溶解在水中的氧气在电极表面生成一些短寿命的中间产物，即臭氧、羟基自由基、过氧化氢和氧自由基等，这些强氧化性的物质能使微生物细胞中的多种成分发生氧化，从而使微生物产生不可逆的变化而死亡。 3.电化学处理设备的工作流程 冷却水在反应室内，经过电化学作用发生下列反应：（1）在阴极（反应室内壁）附近形成一个强碱性环境，使CaCO3从水中析出，与沉积的重金属离子一起附着在内壁上。（2）电流导致悬浮颗粒失稳，形成较大絮体沉淀下来。（3）在阳极附近，氯离子被电解氧化生成游离氯或者次氯酸。（4）在阳极附近同时生成氢氧根自由基、氧自由基、臭氧和双氧水，这些物质进一步强化在反应室内和整个水系统的杀菌灭藻效果。（5）当设备工作时间达到设定值或者水中电导率过高时，控制系统就启动自动刮垢、排污和清洗程序。进水阀门自动关闭，同时排污阀门开启，电机启动刮刀刮掉反应室内壁的软质水垢，与沉淀物一起排出反应室。然后进水阀门开启，刮刀停止运动，将水垢和沉淀物彻底清洗干净。达到设定时间后，排污阀门自动关闭，设备恢复正常工作。 通过对两家公司电化学水处理设备在焦化行业循环水池的应用我们进行比较，东方维尔的设备安装在曹妃甸首钢京唐公司的焦化循环水池，该设备为矩形反应室，阳极和阴极都是板式结构，需要手动清理污垢，并且需要把反应设备停车进行处理。山西和风佳会的处理

高中化学 氧化还原反应和电化学

第六章 氧化─还原反应和电化学 Chapt e r 6 Oxidation-Reduction Reactions & Electrochemistry 本章研究另一类化学反应──氧化─ 还原反应（有电子转移的反应） §6-1 氧化─ 还原反应 Oxidation —Reduction Reactions 一、氧化数（Oxidation Number ） 1．氧化数是一个经验值，是一个人为的概念。 2．引入此概念，有以下几方面的应用： (1) 判断是否发生氧化──氧化数升高、氧化反应、还原剂 reducing agent ( reductant )；氧化数降低、还原反应、氧化剂 oxidizing agent ( oxidant )。 (2) 计算氧化──还原当量 (3) 配平氧化──还原反应方程式 (4) 分类化合物，如Fe ( Ⅲ )、Fe (Ⅱ)；Cu (Ⅰ)、Cu (Ⅱ)。 引入氧化数，可以在不用详细研究化合物的结构和反应机理的情况下，实现上述四点。 3．怎样确定氧化数 (1) 在离子化合物中，元素的氧化数等于离子的正、负电荷数。 (2) 在共价化合物中，元素的氧化数为两个原子之间共用电子对的偏移数。 a ．在非极性键共价分子（单质）中，元素的氧化数为零，如P 4、S 8、Cl 2中P 、S 、Cl 的氧化数都为零； b ．在极性键共价分子中，元素的氧化数等于原子间共用电子对的偏移数，例如： 11H :F +-，1 1 11(-2) H :O :H +--+，11 0011(1) H :O :O:H +--+-，11 +11 (0) H ::F O +--。 (3) 具体规定： a ．单质的氧化数为零，例如P 4、S 8中P 、S 的氧化数都为零，因为P －P 和 S －S 键中共用电子对没有偏移； b ．除了在NaH 、CaH 2、NaBH 4、LiAlH 4中氢的氧化数为-1以外，氢的氧 化数为+1； c ．所有氟化物中，氟的氧化数为-1； d ．氧的氧化数一般为-2，但有许多例外，例如2O (1/2)--、22O (1)- -、3O (1/3)--、 21/2O ()++、2OF 2)(+等； 目前元素的最高氧化数达到+8，在OsO 4、RuO 4中，Os 和Ru 的氧化数均 为+8，其它元素的最高氧化数至多达到其主、副族数。例如：Na 2Cr 2O 12和CrO 5 中，Cr 的氧化数为+6，因为这些化合物中有22O - （O 的氧化数为-1）存在；

七、铝的电化学氧化法

七、铝的电化学氧化法 在工业生产中，采用电化学氧化主要的电解液有三种：硫酸、草酸、和铬酸。根据电解条件的不同，在这些电解液里，可以获得不同厚度的、具有不同机械和物理—化学性能的氧化膜。 电化学铝氧化机理： 以硫酸为例，硫酸在水溶液中以离子状态存在： H2SO4?2H+SO42- 水本身也有一部分离解为H+和OH-。在外加电压的作用下，阳离子[H+]移向阴极并在阴极还原发生氢气。 H++e?H→H2↑ 阴离子[OH-]和[SO42-]移向阳极。在氧化工艺条件下，保持只有OH-的放电，而未达到SO4-放电电位，这是因为OH-容易失去电子的缘故。所以在阳极OH-失去电子生成水和新生态氧； 2 OH- -2e→H2O+[O] 在这一过程中，从反应式可以看出硫酸是没有消耗的，而新生态氧[O]则是由H2O分子离解除的OH-放电产生的。新生态氧的氧化能力很强，可以和AL反应生成Al2O3的氧化膜：2Al+3[O] →Al2O3（阳极）由于硫酸对金属铝和氧化膜都有溶解作用，所以在氧化过程中，还存在在以下二个化学反应： 2Al+3H2SO4→Al2（SO4）3+3H2↑ Al2O3+3H2SO4→Al2（SO4）3+3H2O↑ 从以上可知，而整个电解反应中，存在着电化学反应和化学反应两个过程。电化学反应是膜的生产过程，化学反应式膜的溶解过程。只有当生成速度大于溶解速度时氧化膜才能生长，并保持一定厚度。 在通电时，与电解接触的表面首先形成无孔，而绝缘一层薄膜（内层）本来膜不会再生长，因为该膜将底金属与电解液隔绝，但在内层形成的同时，膜就开始溶解而呈不均一性。某些薄的地方电阻较小，电流就集中在这里，把膜击穿，使电解液能通过膜孔而继续与底金属作用，而生成新的内层。原来的内层，由于电解液的溶解作用，生成多孔性的外层。内层的生成和溶解在整个氧化过程中是不断进行的：当膜在一定厚度时，膜的溶解速度小于生成速度，以致使膜不断增厚，因此阳极氧化所取得膜是整片玻璃状的无水氧化铝（Al2O3）组成的，其厚度始终变化不大，一般在0.01~0.1微米之间。而膜的外层较软，是由氧化铝（Al2O3*H2O）组成，多孔，孔呈毛细管形圆锥状，其小孔所占的区域占膜总体积约10~15%，这些小孔就是染色时吸附染料的地方。 阳极氧化处理方法和类型： 1.硫酸氧化工艺： 硫酸氧化法目前广泛应用在防护装饰性的阳极氧化处理方面。 硫酸氧化法工艺有以下优点： (1)膜层较厚，表面色泽为透明无色，吸附能力好，有利于染着各种鲜艳的 色彩。 (2)本工艺操作简单，电能消耗较小，不需要高压电源。 (3)生成效率高，氧化时间短。 (4)槽液毒性小，槽液价格便宜。 (5)溶液温度，生产操作易掌握。 (6)适用范围广，故在工业上得到广泛应用。

第7章 氧化还原反应 电化学基础

第7章氧化还原反应电化学基础 一、单选题 1. 下列电对中，Eθ值最小的是： A: Ag+/Ag；B: AgCl/Ag；C: AgBr/Ag；D: AgI/Ag 2. Eθ(Cu2+/Cu+)=0.158V，Eθ(Cu+/Cu)=0.522V，则反应2 Cu+Cu2+ + Cu的Kθ为： A: 6.93×10-7；B: 1.98×1012；C: 1.4×106； D: 4.8×10-13 3. 已知Eθ（Cl2/ Cl-）= +1.36V，在下列电极反应中标准电极电势为+1.36V 的电极反应是： A: Cl2+2e- = 2Cl- B: 2 Cl- - 2e- = Cl2 C: 1/2 Cl2+e- = Cl- D: 都是 4. 下列都是常见的氧化剂，其中氧化能力与溶液pH 值的大小无关的是： A: K2Cr2O7 B: PbO2 C: O2 D: FeCl3 5. 下列电极反应中，有关离子浓度减小时，电极电势增大的是： A: Sn4+ + 2e- = Sn2+B: Cl2+2e- = 2Cl-

C: Fe - 2e- = Fe2+ D: 2H+ + 2e- = H2 6. 为防止配制的SnCl2 溶液中Sn2+被完全氧化，最好的方法是： A: 加入Sn 粒B:. 加Fe 屑 C: 通入H2D: 均可 7. 反应Zn (s) + 2H+→Zn 2++ H2 (g)的平衡常数是多少？ A: 2×10-33 B: 1×10-13 C: 7×10-12 D: 5×10 26 二、是非题（判断下列各项叙述是否正确，对的在括号中填“√”，错的填“×”） 1. 在氧化还原反应中，如果两个电对的电极电势相差越大，反应就进行得越快2．由于Eθ（Cu+/Cu）= +0.52V , Eθ（I2/ I-）= +0.536V , 故Cu+ 和I2不能发生氧化还原反应。 3．氢的电极电势是零。 4．计算在非标准状态下进行氧化还原反应的平衡常数，必须先算出非标准电动势。 5．FeCl3，KMnO4和H2O2是常见的氧化剂，当溶液中[H+]增大时，它们的氧化能力 都增加。

电化学方法-环保

阳理工大学 研究生课程考试卷 课程名称：应用电化学 年级：2014 专业：化学工程 考号：1482060260 学号：1482060260 姓名：坤坤 阅卷人：

废水处理的电化学法 一电化学法介绍 有机废水的处理的电化学法有电氧化法、电还原法、电凝聚法、电渗析法、电气浮法、磁电解法、微电解法等。 和其他废水处理法比较，电化学法具有适应面广、可控性强、流程简短、操作便等优点，同时也具有能耗大、成本高、有机物分解不彻底等缺点。相对于废水处理而言，电化学转化可以把有毒物质转变为无毒物质，或把非生物相容的有机物转化为生物相容的物质(如芳香物开环氧化为脂肪酸)，以便进一步实施生物处理。 电化学处理工业废水主要是通过电解作用来完成的。电解质溶液在直流电的作用下使得废水中有害物质在阳极和阴极上进行氧化还原反应，沉淀在电极表面或沉淀在电解槽中，或生成气体从水中逸出，从而降低废水中有害物质的浓度或把有毒物质变成无毒、低毒物质。 电化学氧化法是指利用具有催化活性的电极氧化去除水中污染物的法，阳极可以通过氧化反应过程使污染物质氧化破坏，也可通过某些阳极反应产物（Cl2、ClO-、O2、H2O2）间接破坏污染物质。电化学氧化的法来处理含有机物的工业废水，就是在一定的电能条件下，让有机物进行缓慢燃烧，极缓慢氧化，使之最终生成CO2和H2O。 被氧化物质和电极基体直接进行电子传递的氧化法称为直接氧化法。根据被氧化物质氧化程度的不同，直接氧化法又分为2类:一是电化学转换，即被氧化物质未发生完全氧化。二是电化学燃烧，即被氧化物质彻底氧化为稳定的无机物。

电极表面的性质决定了被氧化物质的氧化程度。电极催化特性、电极结构与电化学反应器结构特性等操作条件是影响电化学氧化效率的重要因素。电极材料的性质是决定电极催化特性的关键因素。常见的用于废水处理的电极材料有金属、碳素体、金属氧化物等。通过变换电极基体材料或用有电催化性能的涂层对电极表面进行修饰改性可以改变电极材料的性质。 金属电极在废水处理易发生钝化，电极的活性降低。因此常用贵金属作为阳极处理污水。碳素体种类很多，常用的有墨电极和活性炭电极。金属氧化物电极大多为半导体材料，钛基涂层电极是金属氧化物电极的主要形式。 为改善或加强传质，提高电极比表面积可以改变电极结构和反应器几形状。在电化学氧化过程中，常出现被氧化物在电极表面上形成聚合物膜的现象，使传质受到影响。为了提高电极比表面积，可以把电极做成多状、网状、球状、环状等多种形状。 电流密度是影响电化学反应速度的主要因素，但电流密度不能无限增大，当超过某一值后，过量的电子不经过电极反应，直接流进溶液，使电流效率下降。 利用电化学反应产生的氧化剂M氧化被氧化物质的法称为间接电化学氧化法。这时氧化剂M是被氧化物质与电极交换电子的中介体。常见的氧化剂是电化学反应过程中产生的短寿命中间物，如溶剂化电子，·OH，O2·和HO2·等。Comninellis[1]利用阳极上产生的含氧自由基成功实现了对含酚废水的处理。电极反应产生的其他形态的氧化剂主要是金属及其氧化物，如MnO2，CuO，NiO，Ag(Ⅰ/Ⅱ)等。当金属氧化物作氧化剂时，有机物氧化的电位区由这些金属氧化物的氧化还原电位所决定。为了得到高的电流效率，间接氧化法必须满足以下要求:①M的生成电位必须不靠近析氢或析氧反应的电位;②M的产生速度足够大;

氧化还原反应与电化学

第一章氧化—还原反应·电化学 1. 已知X的氧化数为+1; +2; +3; +4; +5; +3/4。试写出X在这些氧化数下的氧化物分子式。 2. 写出下列分子或离子中，硫的氧化数： S22－，HSO4－，S2O32－，SO3，H2S，S4O62－，SO2，S8。 3. 写出下列分子或离子中，锰的氧化数： MnF2，K4Mn(CN)6, K2MnO4, Mn2(CO)10, MnO4-, MnO2, Mn2O7, Mn(CO)5I。 4. 写出下列各分子或离子中，P的氧化数： H3PO4，P4O6，P4O10，P4，P2H4，H3PO3，HPO42－，HPO3，PH4+。 5. 用氧化数法配平下列反应方程式： (1) H2S + SO2→S + H2O (2) NH3 + NO →N2 + H2O (3) CuS + HNO3→Cu(NO3)2 + S + NO + H2O (4) CuFeS2 + SO2 + HCl →CuCl2 + FeCl2 + S + H2O (5) Zn + AgO + H2O →Zn(OH)2 + Ag2O (6) I2 + Cl2 + H2O →HIO3 + HCl (7) BaO2 + HCl →BaCl2 + H2O + Cl2 (8) K2Cr2O7 + FeSO4 + H2SO4→Cr2(SO4)2 + Fe2(SO4)3 + K2SO4 + H2O (9) KClO3→KClO4 + KCl

(10) As2S3 + HNO3 + H2O →H3AsO4 + H2SO4 + NO 6. 用氧化数法配平： (1) K2CrO4 + S →Cr2O3 + K2SO4 + K2O (2) KMnO4 + C12H22O11→CO2 + MnO2 + H2O + K2CO3 (3) HCNS + KClO3→CO2 + NO + SO2 + KCl + H2O (4) C3H8 + O2→CO2 + H2O (5) KMnO4 + H2C2O4→K2CO3 + MnO2 + H2O + CO2 7. 用离子?电子法配平如下反应方程式： (1) NO2- + Al →NH3 + Al(OH)4-(在OH－中) (2) Cu(NH3)42+ + CN－→Cu(CN)32－+ CNO－+ NH3(在OH－中） (3) HIO →IO3－+ I－+ H2O (在OH－中) (4) CN－+ O2→CO32－+ NH3(在OH－中) (5) MnO4－+ H2O2→Mn2+ + H2O + O2(在H+中） (6) Zn + CNS－→Zn2+ + H2S + HCN (在H+中）8. 用离子?电子法配平下列各反应方程式： (1) MnO4－+ Sn2+→Sn4+ + Mn2+(在H+中) (2) BrO3－+ Br－→Br2(在H+中) (3) Cr2O72－+ SO32－→SO42－+ Cr3+(在H+中) (4) Cr3+ + H2O2→CrO42－+ H2O (在OH－中) (5) Fe + NO2－→FeO22－+ NH3(在OH－中）

电化学水处理系统原理和市场分析

电化学水处理系统 Electrolytic Descaling System 工业冷却循环水除垢技术 电化学水处理系统原理简介 一、电解； 1、原理概述：高频、变频电解反应将水分子打散，变成中性的小分子还原水(小分子还原水国际公认具有强渗透力与溶解能力），细化的水具有强的 溶解性和渗透性，可以渗透进管道的水垢及铁锈层，逐步将其溶解。 2、系统中带正电的离子（Ca2+、Mg2+、Fe3+）随着系统的循环水流出，并被水力清的电极外网（负极）吸附并在上面形成钙、镁的化合物结晶,降 低水体的硬度，且吸附网的吸附能力远远大于水垢在换热器铜管内生成的 能力，使水垢能集中在吸附网上生成，从根本上解决换热器管道内水垢的 产生。 3、 原理示意图；①还原水溶垢、锈示意图（H· 代表小分子还原水）：

循环水除垢机的先进性、突破性与高效益 ②还原水流动溶垢、锈示意图 ③电极吸附收集水垢示意图

电化学水处理系统工作特征 ◎ 超环保 首创高频变频电解纯物理方式吸垢除锈，不需化学药剂，避免管道及换热设备腐蚀。 ◎ 超节能 自身功率为 0.3-4.5KW，却可以提升系统 5-25%综合效果，节约能耗 5-20%。！

◎ 超节水 基本不需要排污，同比目前行业水处理法节水量超过 90%及以上。 ◎ 超智能 全天候无需人员值守，管理方便，简单，不需专人管理。 冷却水系统除垢除锈的必要性: ◎ 长时间不对冷却水进行处理，会造成管道以及换热设备内壁生成水 垢，影响冷却水流量及换热效率，降低冷却效果，影响生产。 ◎ 严重时甚至堵塞换热设备，停机清洗，影响生产效率。 ◎ 常年累积的水垢与铁锈导致换热设备冷却效果不理想，成型周期变 得越来越长。甚至会出现垢腐蚀管路、设备现象。 电化学水处理系统带来的好处: ◎ 时刻吸垢，让冷却水系统处于无垢状态。稳定冷却水流量，提高冷 却效果及换热效率。保障正常生产。 ◎ 不需投放化学药剂，避免管道、换热设备腐蚀，增加设备的使用寿 命。同时减少人工及时间去清理水塔、水池，减少排水 量，节能环 保。

氧化还原反应实验报告

实验十二氧化还原反应 一、实验目的 1．理解电极电势与氧化还原反应的关系和介质、浓度对氧化还原反应的影响。2．加深理解氧化态或还原态物质浓度变化对电极电势的影响。 3．进一步理解原电池、电解及电化学腐蚀等基本知识。 [教学重点] 电极电势和氧化还原反应的关系。 [教学难点] 原电池、电解及电化学腐蚀等知识。 [实验用品] 仪器：低压电源、盐桥、伏特计 药品： mol·L-1Pb(NO3)2、、1 mol·L-1)CuSO4、 mol·L-1 ZnSO4、 mol·L-1KI、 mol·L-1FeCl3、、 mol·L-1FeSO4、(1、3 mol·L-1) H2SO4、6 mol·L-1HAc、(2 mol·L-1、浓)HNO3、、 mol·L-1)KMnO4、6 mol·L-1NaOH、 mol·L-1K2Cr2O7、饱和KCl、浓NH3·H2O、饱和氯水、I2水、Br2水、CCl4、酚酞溶液、Na2S2O3、红石蕊试纸 材料：导线、砂纸、电极（铁钉、铜片、锌片、碳棒） 二、实验内容 （一）电极电势和氧化还原反应 1．2Fe3++ 2I-= 2Fe2++ I2 I2易溶于CCl4，CCl4层显紫红色 2．Fe3++ Br-不起反应，CCl4层无色 3．Cl2+ 2Br-= 2Cl-+ Br2 Br2溶于CCl4，CCl4层显橙黄色 （二）浓度和酸度对电极电势影响 1．浓度影响 在两只50m L烧杯中，分别注入30mL ·L-1 ZnSO4和·L-1 CuSO4，在ZnSO4中插入Zn片，CuSO4中插入Cu片，中间以盐桥相通，用导线将Zn片Cu片分别与伏特表的负极和正极相接。测量两电极之间的电压。 现象：伏特表指针偏到E=处解释：(-)：Zn2++2e-=Zn (+)：Cu2++2e-=Cu CuSO4溶液中加浓到沉淀溶解为止，形成深蓝色溶液； Cu2+ + 4NH3 = [Cu(NH3)4]2+ [Cu2+]下降, E变小，E= ZnSO4溶液中加浓至沉淀溶解为止; Zn2+ + 4NH3 = [Zn(NH3)4]2+ [Zn2+]下降, E变大，E= 最后达到平衡, E=接近初起值. 2*．酸度影响 在两只50mL烧杯中，分别注入FeSO4、K2Cr2O7溶液。FeSO4溶液中插入Fe片，在K2Cr2O7溶液中插入C棒，将Fe片、C棒通过导线分别与伏特表的负极和正极相接,中间用盐桥连接，测量两极电压。 文档冲亿季，好礼乐相随mini ipad移动硬盘拍立得百度书包 现象：测得E= 解释：(-) Cr2O72-+ 6e- + 14H+ = 2Cr3++ 7H2O (+) Fe2++ 2e- = Fe 在K2Cr2O7中，慢慢加入1mol·L-1H2SO4,再加入6mol·L-1NaOH。 加H+后E = 加OH-后E = （三）浓度、酸度对氧化还原产物的影响

氧化还原反应与电化学

氧化还原反应与电化学 一、 实验目的 1. 掌握电极电势对氧化还原反应的影响 2. 了解氧化型或还原型物质浓度、溶液酸度改变对电极电势的影响。 3. 进一步理解氧化还原反应的可逆性 4. 熟练掌握能斯特方程的应用 二、 实验原理 氧化还原过程也就是电子的转移过程。能斯特（Nernst ）方程式 电对的氧化型物质或还原型物质的浓度，是影响其电极电势的重要因素之一，电对在任一离子浓度下的电极电势，可由能斯特方程算出。例如Cu-Zn 原电池，若在铜半电池中加入氨水，由于Cu 2+和NH 3能生成深蓝色的、难解离的四氨合铜（II ）配离子[Cu(NH 3)4]2+，溶液中的Cu 2+浓度就会降低，从而使电极电势降低： Cu 2++4NH 3=[Cu(NH 3)4]2+ (深蓝色) 过氧化氢的氧化还原性(摇摆实验)主要反应方程式: 辅助试剂起到调节（1）、（2）反应速率的作用 已知在酸性介质中元素电势图： 三、 实验仪器与药品 Pb(NO 3)2 (0.5mol · L – 1) CuSO 4 (0.5mol · L –1) ZnSO 4(0.5mol · L –1) 锌片 铅粒 铜片 氨水1:1 A:量取400 ml H 2O 2(30%)稀释到1000mL ； B:称取40g KIO 3和量取40mL H 2SO 4(2 mol · L –1)，稀释到1000mL ；（此溶液相当于HIO 3溶液） C:（辅助试剂）：称取15.5g 丙二酸，3.5g MnSO 4·2H 2O 和0.5g 淀粉（先溶于热水）稀释到1000mL 。 四、 实验内容 a.电极电势与氧化还原反应的关系 分别在5滴 Pb(NO 3)2 (0.5mol · L – 1)和5滴 CuSO 4 (0.5mol · L –1)点滴板穴中，各放入一块表面擦净的锌片，观察锌片表面和溶液颜色有无变化？以表面擦净的铅粒（或铅片）代替锌片，分别与ZnSO 4(0.5mol · L –1)和CuSO 4(0.5mol · L –1)溶液反应，观察有无变化？根据实验结果定性比较Zn 、Pb 、Cu 电极电势的大小。 根据实验结果，说明电极电势与氧化还原反应方向的关系 ,298.15K 时= T

循环冷却水之电化学水处理器简介

一、什么是循环冷却水 循环冷却水是冷却水换热水并经降温，再循环使用的给水系统，包括敞开式和密闭式两种类型，由冷却设备、水泵和管道组成。 在许多工业部门的生产过程中，产生大量废热，需及时用传热介质将其转移到自然环境中，以保证生产过程正常运行。由于天然水具有优良的热传递性能且费用低廉，资源丰富而被用作工业废热的传热介质，在工业生产中称为冷却水，工业冷却水在各国都是工业水最大用户，除升高温度外冷却水的理化性质无甚显著变化，若采取适当降温措施，使之形成循环回用系统，是节约工业用水的重要途径。 循环冷却水由于受浓缩倍数的制约，在运行中必须要排出一定量的浓水和补充一定量的新水。使冷却水中的含盐量、PH值、有机物浓度、悬浮物含量控制在一个合理的允许范围。如何安全的提高浓缩倍数减少水资源的消耗和运行成本，在水资源税开征和排污收费的大趋势下将极大的节约企业的生产成本。 如何在保证不结垢、不腐蚀的条件下提高循环水的浓缩倍数已成为行业研究的课题。传统的通过加药剂阻垢、缓蚀在浓缩倍数达到一定程度的时候，必须对循环水进行置换，以保证系统的稳定运行。排出系统的废水含盐量高、因为添加药剂的原因，污水的成分比较复杂又难以处理，对后续的污水处理实现达标排放带来了诸多挑战。 二、循环水浓缩倍率与节水的关系 提高循环水的浓缩倍数（目前我国的循环冷却水浓缩倍数一般为1.5—3.0），可降低补充水的用量，节约水资源，同时可降低排污水量，从而减少其对环境的污染，降低生产成本。 设某企业循环冷却水系统，循环水量为10000m3/h，冷却塔进出口水温分别为42℃和32℃，风吹损失占循环水量的0.1%，在不同浓缩倍数下该系统的运行参数计算值见下表。 三、电化学除垢器概述 电化学除垢器又称为电化学除垢设备也称之为循环水电化除垢设备，在循环水处理中采用电化学除垢技术，是环保节能的高新技术。电化学除垢设备循环系统全部采用新型材料，设备使用期长达15年，系统无易损件，不侵蚀，不用维修。从病根上解决了出锈水的问题，和每年都要定期维修的问题。 四、电化学水处理系统介绍 原理和技术优势简介： 电化学水处理系统是以电化学的电解原理和极性水分子理论为基础发展起来的环保新技术，它具有除垢、防垢、杀菌、灭藻、缓蚀等功能，还可以溶解水循环管路已成固体的垢、降低盐类离子浓度、降解有机物质、节水、节能无污染等新的技术性能，是循环水处理未来的主流处理方式。

8种电化学水处理方法

8种电化学水处理方法 电化学水处理 - 世间万物，都是有一利就有一弊。社会的进步和人们生活水平的提高，也不可避免地对环境产生污染。废水就是其中之一。随着石化、印染、造纸、农药、医药卫生、冶金、食品等行业的迅速发展，世界各国的废水排放总量急剧增加，且由于废水中含有较多的高浓度、高毒性、高盐度、高色度的成分，使其难以降解和处理，往往会造成非常严重的水环境污染。 为了处理每天大量排出的工业废水，人们也是蛮拼的。物、化、生齐用，力、声、光、电、磁结合。今天笔者为您总结用“电”来处理废水的电化学水处理技术。 电化学水处理技术，是指在电极或外加电场的作用下，在特定的电化学反应器内，通过一定的化学反应、电化学过程或物理过程，对废水中的污染物进行降解的过程。电化学系统设备相对简单，占地面积小，操作维护费用较低，能有效避免二次污染，而且反应可控程度高，便于实现工业自动化，被称为“环境友好”技术。 电化学水处理的发展历程 1799年 Valta制成Cu-Zn原电池，这是世界上第一个将化学能转化为电能的化学电源。1833年 建立电流和化学反应关系的法拉第定律。 19世纪70年代 Helmholtz提出双电层概念。任何两个不同的物相接触都会在两相间产生电势，这是因电荷分离引起的。两相各有过剩的电荷，电量相等，正负号相反，相互吸引，形成双电层。 1887年 Arrhenius提出电离学说。 1889年 Nernst提出电极电位与电极反应组分浓度关系的能斯特方程。 1903年

Morse和Pierce把两根电极分别置于透析袋内部和外部溶液中，发现带电杂质能迅速地从凝胶中除去。 1905年 提出Tafel 公式，揭示电流密度和氢过电位之间的关系。 1906年 Dietrich取得一个电絮凝技术的专利，专门有人和公司对电絮凝过程进行改进和修正。1909年 Harries（美国）取得电解法处理废水的专利，它是利用自由离子的作用和铝作为阳极。 1950年 Juda首次试制成功了具有高选择性的离子交换膜，这促使电渗析技术进入了实用阶段，奠定了电渗析的实用化基础。电渗析首先被用于苦咸水的化，而后逐步扩大到海水淡化和制取工业纯水的应用中。 20世纪50年代 Bochris等发展的电极过程动力学，为今后半导体电极过程特性研究和量子理论解释溶液界面电子转移过程的研究打下理论基础。 1956年，Holden（英国）利用铁作为电极来处理河水。 20世纪60年代初期 随着电力工业的迅速发展，电解法开始引起人们的注意。传统的电解反应器采用的是二维平板电极，这种反应器有效电极面积很小，传质问题不能很好地解决。而在工业生产中，要求有高的电极反应速度，所以客观上需要开发新型、高效的电解反应器。 20世纪六七十年代 从俄克拉荷马大学研究去除略带碱性的水中盐分开始，Y.Oren等研究了电吸附和电解吸附技术的基础理论、参数的影响和对多种候选电极材料的评价。 1969 年 Backnurst等提出流化床电极(FBE) 的设计。这种电极与平板电极不同，有一定的立体构型，比表面积是平板电极的几十倍甚至上百倍，电解液在孔道内流动，电解反应器内的传质过程得到很大的改善。 1972年 Fujishima和Honda报道了在光电池中光辐射Ti02可持续发生水的氧化还原反应，标志着光催化氧化水处理时代的开始。 1973年 M.Fleischmamm与F.Goodridge等研制成功了双极性固定床电极(BPBE)。内电极材料在高梯度电场的作用下复极化，形成双极粒子，分别在小颗粒两端发生氧化-还原反应，每一个颗粒都相当于一个微电解池。由于每个微电解池的阴极和阳极距离很小，迁移就容易实现。同时，由于整个电解槽相当于无数个微电解池串联组成，因此效率大大提高。 20世纪七十年代 前苏联科研人员将铁屑用于印染废水的处理，从此微电解法开始应用到废水治理中。 1976年 Asovov等人（前苏联）利用电絮凝法处理石化废水。1977年，Osipenko等人（前苏联）利用电絮凝法处理含铬废水。 20世纪80年代