鐵碳微電解填料反應原理

鐵碳微電解填料在廢水治理中的應用越來越廣泛，鐵碳微電解工藝微電解法是利用鐵屑和炭粒構成原電池，通過微電場作用使帶電膠粒脫穩(wěn)聚集而沉降，并且新生態(tài)Fe2+和［H］與廢水中許多組分發(fā)生還原作用，破壞有機污染物的發(fā)色或助色基團而使廢水脫色，本質利用金屬腐蝕原理,形成原電池對廢水進行處理的良好工藝,又稱為內電解法、零價鐵法、鐵屑過濾法、鐵碳法,是一項被廣泛研究與應用的廢水處理技術。因其工藝簡單、操作方便且可達到“以廢治廢”的目的,近年來受到廣泛重，但是,大量研究結果表明,該法在應用中存在諸多缺陷；運行一段時間后由于鐵的腐蝕,容易出現(xiàn)結塊和溝流,使處理效果降低;同時鐵屑表面會生成一層金屬氧化物和氫氧化物膜,致使鐵屑鈍化,進而導致微電解過程中斷,影響處理效果。

當將鐵屑和碳顆粒浸沒在酸性廢水中時，由于鐵和碳之間的電極電位差，廢水中會形成無數(shù)個微原電池。其中電位低的鐵成為陽極，電位高的碳成為陰極，在酸性充氧條件下發(fā)生電化學反應，其反應過程如下：

陽極(Fe): Fe- 2e→ Fe2+,

陰極(C) : 2H++2e→ 2[H]→H2,

從反應中看出，產生的了初生態(tài)的Fe2+和原子H，它們具有高化學活性, 能改變廢水中許多有機物的結構和特性, 使有機物發(fā)生斷鏈、開環(huán)等作用。若有曝氣，即充氧和防止鐵屑板結。還會發(fā)生下面的反應：　

O2+4H+ +4e→2H2O；

O2+ 2H2O+ 4e→4OH－；

2Fe2+ +O2+4H+→2H2O+ Fe3+。

反應中生成的OH－是出水pH值升高的原因，而由Fe2+氧化生成的Fe3+逐漸水解生成聚合度大的Fe(OH)3 膠體絮凝劑, 可以有效地吸附、凝聚水中的污染物, 從而增強對廢水的凈化效果。

2鐵碳微電解法的工藝特點

近年來，微電解法在許多行業(yè)的廢水處理中都有大量應用，工藝已日趨成熟。影響微電解處理效果的因素主要有廢水pH值、停留時間、處理負荷、鐵屑粒徑、鐵炭比、通氣量、微電解材料選擇及組合方式等，有的還會影響反應的機理[3]。一般來說：

1）入水pH值應選偏酸性，可控制到3-6.5，酸性過強雖能促進微電解的作用，但破壞了后續(xù)的絮凝體，且鐵的消耗量較大，后續(xù)處理負荷重，產生鐵泥多。隨著微電解的進行，廢水中的H+逐漸被消耗而導致pH值升高，從而使得微電解反應趨于緩和。

2）停留時間也是影響微電解處理效果的重要因素，其長短直接關系到微電解反應的進程。一般處理效果隨停留時間延長而提高，但當?shù)竭_這一定時間后反應基本停止，且量停留時間過長會帶來鐵消耗量大，反色等不利因素，停留時間不足則反應不完全。不同的廢水其污染物不同，所需反應時間也差異很大。。因此，針對某種特定的廢水，其水力停留時間應通過試驗確定。

3）對填料進行曝氣有利于某些物質的氧化，也增加對鐵屑的攬動，減少結塊，丑能及時去除鐵屑表面沉積的鈍化膜，還可增加出水的絮凝效果。但曝氣量過大也影響廢水與鐵屑的接觸時間， 使有機物去除率降低。而在中性條件下曝氣一方面供氧，促進陽極反應的進行，另一方面也起到攪拌，震蕩的作用，減弱濃差極化，加速電極反應的進行。[8]

4)向體系中加入催化劑(如金屬氧化物CuO，Mn02、A120，等)能改進陰極的電極性能，提高其電化學活性，效果顯著[4]。鹽類(婦氯化鈉，氯化氨)的存在由于提高了廢水的電導率也有助于電解反應的進行。

5)合適的填料鐵炭比例可使填料在廢水中形成的微電池數(shù)量*大化，從而達到*佳處理效果。一般鐵炭質量比可控制在一定范圍內．0.5-30:1之間，針對不同的生產廢水，合適的鐵炭質量比能達到不同的處理效果。

6）填料粒徑越小，它的比表面積就越大，在廢水中形成的微電池數(shù)量也越多，微電解反應的速度就越快．對廢水的處理效果就越好。但在實際工程中，采用小的填料粒徑會導致更為嚴重的填料板結問題，綜合考慮、*好使用填料粒徑在10-20之間的鐵粉。經一般鐵粉來源困難，廣泛使用的是工廠的廢鑄鐵屑。[3]

7 )微電解出水的后處理中和沉降的pH值。一般微電解出水中不可避免會含有一定濃度的亞鐵離子，不僅干擾CODcr的測定，還會帶來反色等不利因索，故應設法除去。目前廣泛使用的加堿混凝法就是加入堿溶液使亞鐵離子沉淀為墨綠色的Fe(OH)2而除去。有資料報道，中和沉降適宜的pH值為8-8 5。理論計算亞鐵離子完全沉淀的pH值為8.95，一般應調節(jié)pH值為9以上。

8)材料選擇,不同成分，不同雜質的材料反應活性不同，故對應的處理效果差異較大。一般陽極材料采用鑄鐵屑，小碎鐵塊、鑄鋁屑、鍋臺金等，陰極材料則采用焦炭、活性炭、石墨、煤粉等，故可進行很多搭配。