常温下，固定停留时间为60min，利用氢氧化钠溶液和盐酸调节废水的初始pH值，并在相同条件下以单独铁炭微电解作对比实验，实验结果见图2。
由图2可以看出，采用超声协同铁炭微电解，对印染废水的COD去除效果较单独的铁炭微电解有明显提高。
当pH=l时，COD去除效果不理想，且在实验初期有大量的小气泡生成，可能原因是:酸性越强，铁的消耗量越大，酸性过强时，大量产生的氢离子结合为氢气逸出。pH过高时，氢离子供应不足也会影响COD去除率。但由于超声的空化效应，形成的局部高温、高压下有利于铁屑表面的传质作用，从而使得即使pH值很高，COD去除率也未有明显下降。pH值为3时，COD的去除率最高，因为适当高的H+浓度可促使铁屑表面的即时更新，增加更多的活性位[5]，因此铁炭微电解反应在酸性条件下，可促使电解反应的进行。另外，溶液中的氧和H+在超声波的激发下，会产生更多的·oH[6一7]。2.2.2反应时间对COD去除率影响的机理分析该组实验pH值采用上述实验得到的反应最佳值为3，而铁/水体积比为1/4，炭/水体积比为1/2保持不变，反应时间分别取30min、60min、90min、120min，实验结果如图3所示。
由图3可以看出，当反应时间超过30min，使用超声协同铁炭微电解对废水的COD的去除效果有显著提升。
单独使用铁炭微电解时，随着时间的进行，COD去除率提升不明显，在90min时处理效果趋于平缓;而超声条件下，COD的去除率有明显的提升过程。单独铁炭微电解在反应90min后，COD去除率趋于平缓，原因是随着反应进行，有机物的降解使铁屑和活性炭表面附着有惰性层，加上铁屑的进一步腐蚀、电子受体的消耗而使反应放缓，COD去除率并没有明显变化。
加入超声作用后，COD的整体去除率有非常显著的提高。在反应开始的30min内废水COD的去除速度最快。原因在于:反应开始时，废水中有机物的浓度高，电解反应和活性炭的吸附作用同时进行;而在反应进行到60min时，随着铁屑表面惰性层的形成及活性炭的吸附饱和，反应速度开始趋于缓和，但仍高于未施加超声条件下的反应效率。
2.3超声联合铁炭微电解作用机理分析
本实验所用的处理印染废水的方法主要是基于以下机理:在铁炭微电解系统中，主要有电化学作用、氧化还原作用和絮凝作用。铁炭微电解法在作用过程中电极上发生了如式(l)~式(3)的反应。
反应过程中生成的Fe2+具有较高的化学还原活性，可使某些组分还原。在酸性溶液中，电极反应产生的新生态[H]与废水中的有机污染物发生反应，使其结构被破坏(如破坏染料的发色和助色集团，使其失去发色能力;大分子物质分解为小分子的中间体，使某些难生化降解的化学物质转变成容易生化处理的物质)，同时反应产生的铁系化合物Fe(oH):和Fe(oH)3为良好的絮凝剂，可对废水中的悬浮物以及部分溶解性有机物通过絮凝沉降而与水分离，多种效应综合作用的结果致使废水中大部分有机物被去除。另外，在微原电池周围电场的作用下，废水中以胶体状态存在的污染物可在很短的时间内完成电泳沉积过程，富集在铁炭物料的表面[8]。除此之外，活性炭的吸附也是重要的作用。
实验过程中超声波的引入能产生空化效应，空化效应加速了反应过程中的传质作用，也有助于清洗铁炭物料表面，保证反应过程中电子受体的供给。同时超声波的振荡波能够推动水流在容器内各个角落分布，从而使铁炭颗粒可以均匀地分布在处理液中，而不会产生死角，这样有助于反应充分进行，因而理论分析认为加入超声波后可以省略搅拌的工序[9]。
3·结论
(l)铁炭微电解处理该印染废水的最佳实验条件为:铁/水体积比为1/4，炭/水体积比为1/2，反应时间为120min，pH值为7。在此条件下，对初始CoD值为756.25m叭的印染废水的c0D去除率可达92.1%。
(2)超声条件下，铁炭微电解处理该印染废水的最佳反应条件为:pH值为3，反应时间为60min。在此条件下，对原水COD去除率达到%.4%，出水COD值远低于国家工业用水排放一级标准(100mg/L)。
(3)对比超声作用下的微电解和单独微电解实验可以看出，超声对微电解反应具有协同作用，能显著提高对废水COD的降解效果。这主要是由于超声特有的空化效应[10]，能够有助于清洗铁屑和炭粒表面，保持微电解反应中电子受体的供应:在空化作用产生的高温(约5000K)、高压(约5x10，Pa)下，水分子裂解产生H·和氧化能力很强的·OH，有利于对有机物的氧化去除。此外，声波的颗粒表面冲刷机械效应和热效应对有机物的去除贡献也不容忽视。
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