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氧化还原电位资料
氧化还原电位
第一节概述
化学氧化还原是转化废水中污染物的有效方法。
废水中呈溶解状态的无机物和有机物，通过化学反应被氧化或还原为微毒、无毒的物质，或者转化成容易与水分离的形态，从而达到处理的目的。
按照污染物的净化原理，氧化还原处理方法包括药剂法、电化学法（电解）和光化学法三大类。
在选择处理药剂和方法时，应当遵循下面一些原则：
①处理效果好，反应产物无毒无害，不需进行二次处理。
②处理费用合理，所需药剂与材料易得。
②操作特性好，在常温和较宽的pH值范围内具有较快的反应速度；当提高反应温度和压力后，其处理效率和速度的提高能克服费用增加的不足；当负荷变化后，通过调整操作参数，可维持稳定的处理效果。
④与前后处理工序的目标一致，搭配方便。
与生物氧化法相比，化学氧化还原法需较高的运行费用。
因此，目前化学氧化还原法仅用于饮用水处理、特种工业用水处理、有毒工业废水处理和以回用为目的的废水深度处理等有限场合。
简单无机物的化学氧化还原过程的实质是电子转移。
失去电子的元素被氧化，是还原剂；得到电子的元素被还原，是氧化剂。
在一个化学反应中，氧化和还原是同时发生的，某一元素失去电子，必定有另一元素得到电子。
氧化剂的氧化能力和还原剂的还原能力是相对的，其强度可以用相应的氧化还原电位的数值来比较。
许多种物质的标准电极电位
值可以在化学书中查到（本书引用还原电位）。
值愈大，物质的氧化性愈强，
值愈小，其还原性愈强。
例如，
，其氧化态Cl2转化为Cl-时，可以作为较强的氧化剂。
相反，
，其还原态S2-转化为氧化态S时，可以作为较强的还原剂。
两个电对的电位差愈大，氧化还原反应进行得越完全。
标准电极电位
是在标准状况下测定的，但在实际应用中，反应条件往往与标准状况不同，在实际的物质浓度、温度和pH值条件下，物质的氧化还原电位可用能斯特方程来计算：
（6-1）
式中n为反应中电子转移的数目。
应用标准电极电位
，还可求出氧化还原反应的平衡常数K和自由能变化ΔGθ
（6-2）
（6—3）
式（6-2），式（6-3）表明氧化还原反应在热力学上的可能性和进行的程度。
对于有机物的氧化还原过程，由于涉及共价键，电子的移动情形很复杂。
许多反应并不发生电子的直接转移。
只是原子周围的电子云密度发生变化。
目前还没有建立电子云密度变化与氧化还原反应的方向和程度之间的定量关系。
因此，在实际上，凡是加氧或脱氢的反应称为氧化，而加氢或脱氧的反应则称为还原，凡是与强氧化剂作用而使有机物分解成简单的无机物如CO2、H2O等的反应，可判断为氧化反应。
有机物氧化为简单无机物是逐步完成的，这个过程称为有机物的降解。
甲烷的降解大致经历下列步骤：
复杂有机化合物的降解历程和中间产物更为复杂。
通常碳水化合物氧化的最终产物是CO2和H2O，含氮有机物的氧化产物除CO2和H2O外，还会有硝酸类产物，含硫的还会有硫酸类产物，含磷的还会有磷酸类产物。
各类有机物的可氧化性是不同的。
经验表明，酚类、醛类、芳胺类和某些有机硫化物（如硫醇、硫醚）等易于氧化；醇类、酸类、酯类、烷基取代的芳烃化合物（如“三苯”）、硝基取代的芳烃化合物（如硝基苯）、不饱和烃类、碳水化合物等在一定条件（强酸、强碱或催化剂）下可以氧化，而饱和烃类、卤代烃类、合成高分子聚合物等难以氧化。
第二节化学氧化法
一、氧化剂
投加化学氧化剂可以处理废水中的CN-、S2-、Fe2+、Mn2+等离子。
采用的氧化剂包括下列几类。
①在接受电子后还原成负离子的中性分子，如Cl2、O2、O3等。
②带正电荷的离子，接受电子后还原成负离子，如漂白粉的次氯酸根中的Cl+变为Cl-。
③带正电荷的离子，接受电子后还原成带较低正电荷的离子，如MnO4中的Mn7+变为Mn2+，Fe3+变为Fe2+等。
二、空气氧化
空气氧化法就是把空气鼓入废水中，利用空气中的氧气氧化废水中的污染物。
从热力学上分析，空气氧化法具有以下特点。
①电对O2/O2-的半反应式中有H+或OH-离子参加，因而氧化还原电位与pH值有关。
在强碱性溶液（pH＝14）中，半反应式为
，Eθ＝0.401V；在中性（pH＝7）和强酸性（pH=0）溶液中，半反应式为
，Eθ分别为0.815V和l.229V。
由此可见，降低pH值，有利于空气氧化。
②在常温常压和中性pH值条件下，分子氧O2为弱氧化剂，反应性很低，故常用来处理易氧化的污染物、如S2-、Fe2+、Mn2+等。
③提高温度和氧分压，可以增大电极电位；添加催化剂，可以降低反应活化能，都利于氧化反应的进行。
1．地下水除铁、锰
在缺氧的地下水中常出现二价铁和锰。
通过曝气，可以将它们分别氧化为Fe（OH）3和MnO2沉淀物。
除铁的反应式为：
考虑水中的碱度作用，总反应式可写为：
按此式计算，每氧化lmg/LFe2+，仅需O.143mg／LO2。
实验表明，上述反应的动力学方程为
（6—4）
式中pO2为空气中的氧气分压。
由式（6-4）可知，氧化速度与羟离子浓度平方成正比。
即pH值每升高1单位，氧化速度将加快100倍。
在pH≤6.5条件下，氧化速度相当缓慢。
因此，当水中含CO2浓度较高时，必须增大曝气量以驱除CO2；当水中含有大量SO42-时。
FeSO4的水解将产生H2SO4，此时可用石灰进行硫化处理，同时曝气除铁。
式中速度常数k为1.5×108L2/（mol2．Pa·min）。
积分上式可求出在一定条件下达到指定去除率所需的氧化反应时间。
如当pH分别为6.9和7.2，空气中氧分压为2×lO4Pa，水温20℃时，欲使Fe2+去除90％，所需的时间分别为43和8min。
地下水除锰比除铁困难。
实践证明，Mn2+在pH＝7左右的水中很难被溶解氧氧化成MnO2，要使Mn2+氧化，需将水的pH值提高到9.5以上。
在pH=9.5，氧分压为O.1MPa水温25℃时,欲使Mn2+去除90％，需要反应50min。
若利用空气代替氧气，即使总压力相同，反应时间需增加5倍。
可见，在相似条件下，二价锰的氧化速度明显慢于二价铁。
为了有效除锰，需要寻找催化剂或更强的氧化剂。
研究指出，MnO2对Mn2+的氧化具有催化作用．大致历程为
氧化：
吸附：
氧化:
据此开发了曝气过滤（或称曝气接触氧化）除锰工艺。
先将含锰地下水强烈曝气充氧，尽量地散去CO2，提高pH值，再流入天然锰砂或石英砂充填的过滤器，利用接触氧化原理将水中Mn2+氧化成MnO2，产物逐渐附着在滤料表面形成一层能起催化作用的活性滤膜，加速除锰过程。
MnO2对Fe2+氧化亦具催化作用，使Fe2+的氧化速度大大加快。
当地下水中同时含Fe2+、Mn2+时，在输水系统中就有铁细菌生存。
铁细菌以水中CO2为碳源，无机氮为氮源，靠氧化Fe2+为Fe3+而获得生命活动能量：
铁细菌进入滤器后，在滤料表面和池壁上接种繁殖，对Mn2+的氧化起生物催化作用。
地下水除铁锰通常采用曝气-过滤流程。
曝气方式可采用莲蓬头喷淋水、水射器曝气、跌水曝气、空气压缩机充气、曝气塔等。
滤器可采用重力式或压力式，如无阀滤池、压力滤池等。
滤料粒径一般用O.6～2mm，滤层厚度0.7～1.0m，滤速10～20m/h。
图6-1为适用于Fe2+＜10mg/L，Mn2+＜1.5mg/L，pH＞6的地下水除铁锰流程。
当原水含铁锰量更大时，可采用多级曝气和多级过滤组合流程处理。
2．工业废水脱硫
石油炼制厂、石油化工厂、皮革厂、制药厂等都排出大量含硫废水。
硫化物一般以钠盐或铵盐形式存在于废水中，如Na2S，NaHS，（NH4）2S，NH4HS。
在酸性废水中，也以H2S形式存在。
当含硫量不很大，无回收价值时，可采用空气氧化法脱硫。
各种硫的标准电极电位如下：
酸性溶液
碱性溶液
由此可见，在酸性溶液中，各电对具有较弱的氧化能力；而在碱性溶液中，各电对具有较强的还原能力。
所以利用分子氧氧化硫化物，以碱性条件较好。
向废水中注入空气和蒸汽（加热），硫化物按下式转化为无毒的硫代硫酸盐或硫酸盐：
由上述反应式可计算出，氧化1kg硫化物为硫代硫酸盐，理论需氧量为1kg，约相当于3.7m3空气。
由于部分硫代硫酸盐（约10％）会进一步氧化为硫酸盐，使需氧量约增加到4.0m3空气。
实际操作中供气量为理论值的2～3倍。
空气氧化脱硫在密闭的塔器（空塔、板式塔、填料塔）中进行。
图6-2为某炼油厂的废水氧化装置。
含硫废水经隔油沉渣后与压缩空气及水蒸气混合，升温至80～90℃，进入氧化塔，塔径一般不大于2.5m，分四段，每段高3m。
每段进口处设喷嘴，雾化进料，塔内气水体积比不小于15。
增大气水比则气液的接触面积加大，有利于空气中的氧向水中扩散，加快氧化速度。
废水在塔内平均停留时间l.5～2.5h。
国内某厂试验表明，当操作温度90℃，废水含硫量2900mg/L左右时，脱硫效率达98.3％，处理费用为0.9元/m3（废水），当操作温度降为64℃，其他条件相同，脱硫率为94.3％，处理费用为0.6元/m3（废水）。
在制革工业中，常用石灰、硫化钠脱毛，由此而产生碱性含硫废水。
这类废水PH=9～13，含硫化物100～1000mg/L，甚至更高，可以用空气氧化处理。
为了提高氧化速度，缩短处理时间，常添加锰盐（如Mn2S04）作催化剂。
国内某制革厂将高浓含硫废水（S2-4000mg/L，pH＝12～13，200m3/d）经格栅处理后，用泵抽入射流曝气池氧化，投加500mg/LMnSO4作催化剂，曝气时间为3.5h，气水比为15，出水S2-降为3.5mg/L，处理费用为0.5～0.6元/m3（废水）。
三、湿式氧化
湿式氧化是在较高的温度和压力下，用空气中的氧来氧化废水中溶解和悬浮的有机物和还原性无机物的一种方法。
因氧化过程在液相中进行，故称湿式氧化。
与一般方法相比，湿式氧化法具有适用范围广（包括对污染物种类和浓度的适应性）、处理效率高、二次污染低、氧化速度快、装置小、可回收能量和有用物料等优点。
湿式氧化工艺最初由美国的Zimmermann研究提出，70年代以前主要用于城市污水处理的污泥和造纸黑液的处理。
70年代以后，湿式氧化技术发展很快，应用范围扩大，装置数目和规模增大，并开始了催化湿式氧化的研究与应用。
80年代中期以后,湿式氧化技术向三个方向发展，第一，继续开发适于湿式氧化的高效催化剂，使反应能在比较温和的条件下，在更短的时间内完成；第二，将反应温度和压力进一步提高至水的临界点以上，进行超临界湿式氧化；第三，回收系统的能量和物料。
目前湿式氧化法在国外已广泛用于各类高浓度废水及污泥处理，尤其是毒性大，难以用生化方法处理的农药废水、染料废水、制药废水、煤气洗涤废水、造纸废水、合成纤维废水及其他有机合成工业废水的处理，也用于还原性无机物（如CN-、SCN、S2-）和放射性废物的处理。
图6-3为基本的湿式氧化系统。
废水和空气分别由高压泵和压缩机打入热交换器，与已氧化液体换热，使温度上升到接近反应温度。
进入反应器后，废水有机物与空气中氧气反应，反应热使温度升高，并维持在较高的温度下反应。
反应后，液相和气相经分离器分离。
液相进热交换器预热进料，废气排放。
在反应器中维持液相是该工艺的特征，因此需要控制合适的操作压力。
在装置初开车或需要附加热量的情况下，直接用蒸汽或燃油作热源。
由基本流程出发，可得多种改进流程，以回收反应尾气的热能和压力能。
用于处理浓废液（浓度≥10％），并回收能量的湿式氧化流程如图6-4所示。
图6-4与图6-3不同在于对反应尾气的能量进行二次回收。
首先由废热锅炉回收尾气的热能产生蒸汽或经热交换器预热锅炉进水，尾气冷凝水由第二分离器分离后送回反应器以维持反应器中液相平衡，以防止浓废液氧化时释放的大量反应热将水分蒸干。
第二分离器后的尾气送入透平产生机械能和电能。
该系统对能量实行逐级利用，减少了有效能
损失。
湿式氧化系统的主体设备是反应器，除了要求其耐压、防腐、保温和安全可靠以外，同时要求器内气液接触充分，并有较高的反应速度，通常采用不锈钢鼓泡塔。
反应器的尺寸及材质主要取决于废水性质、流量、反应温度、压力及时间。
湿式氧化的处理效果取决于废水性质和操作条件（温度、氧分压、时间、催化剂等），其中反应温度是最主要的影响因素。
不同温度下的典型氧化效果如图6-5所示。
由图可见，
（1）温度愈高，时间愈长，去除率愈高。
当温度高于200℃，可达到较高有机物去除率。
当温度低于某个限值，即使延长氧化时间，去除率也不会显著提高。
一般认为，湿式氧化温度不宜低于180℃；
（2）达到相同的去除率，温度愈高，所需时间愈短，相应地反应容积便愈小；（3）湿式氧化过程大致可以分为二个速度段。
前半小时，因反应物浓度高，氧化速度快，去除率增加快，此后，因反应物浓度降低或中间产物更难以氧化，致使氧化速度趋缓，去除率增加不多。
由此分析，若将湿式氧化作为生物氧化的预处理，则以控制湿式氧化时间为半小时为宜。
气相氧分压对过程有一定影响，因为氧分压决定了液相溶解氧浓度。
实验表明，氧化速度与氧分压成0.3～1.0次方关系。
但总压影响不显著。
控制一定总压的目的是保证呈液相反应。
温度、总压和气相中的水气量三者是偶合因素，见图6-6。
由图可知，在一定温度下，压力愈高，气相中水汽量就愈小，总压的低限为该温度下水的饱和蒸汽压。
如果总压过低，大量的反应热就会消耗在水的汽化上。
当进水量低于汽化量时，反应器就会被蒸干。
湿式氧化的操作压力一般不低于5.0～12.0MPa，超临界湿式氧化的操作压力已达13.8MPa。
通常供气过量10％。
不同的污染物，其湿式氧化的难易程度是不同的。
对于有机物，其可氧化性与有机物中氧元素含量（O）在分子量（M）中的比例或者碳元素含量（C）在分子量（M）中的比例具有较好的线性关系，即O/M值愈小，C/M值愈大，氧化愈易。
研究指出，低分子量的有机酸（如乙酸）的氧化性较差。
催化剂的运用大大提高了湿式氧化的速度和程度。
有关湿式氧化催化剂的研究，每年都有多项专利注册，对有机物湿式氧化，多种金属具有催化活性。
其中贵重金属系（如Pd、Pt、Ru）催化剂的活性高，寿命长，适应广，但价格昂贵，应用受到限制。
目前多致力于非贵金属催化剂的开发。
已获得应用的主要是过渡金属和稀土元素的盐和氧化物。
湿式氧化可以作为完整的处理阶段，将污染物浓度一步处理到排放标准值以下。
但是为了降低处理成本，也可以作为其他方法的预处理或辅助处理。
常见的组合流程是湿式氧化后进行生物氧化。
国外多家工厂采用此两步法流程处理丙烯腈生产废水。
经湿式氧化处理，COD由42000mg/L降至1300mg/L，BOD5由14200mg/L降至1000mg/L，氰化物由270mg/L降至1mg/L，BOD5/COD比值由0.2提高至0.76以上。
再经活性污泥法处理，总去除率达到COD：
99％；BOD5：
99.9％；氰化物：
99.6％。
与活性污泥法相比，处理同一种废水，湿式氧化法的投资高约1／3，但运转费用却低得多。
若利用湿式氧化系统的废热产生低压蒸汽，产蒸汽收益可以抵偿75％的运转费，则净运转费只占活性污泥法的15％。
若能从湿式氧化系统回收有用物料，其处理成本将更低。
焚烧也是利用空气中的氧来氧化废水的一种方法，与湿式氧化不同，它只是提高反应温度，并不提高系统压力。
四、臭氧氧化
1．臭氧的性质
臭氧O3是氧的同素异构体，在常温常压下是—种具有鱼腥味的淡紫色气体。
沸点-112.5℃；密度2.144kg／m3，比氧重l.5倍。
此外，臭氧还具有以下一些重要性质。
（1）不稳定性臭氧不稳定，在常温下容易自行分解成为氧气并放出热量。
MnO2，PbO2，Pt，C等催化剂的存在或紫外辐射都会促使臭氧分解。
臭氧在空气中的分解速度与臭氧浓度和温度有关。
当浓度在1％以下时，其分解速度如图6-7所示。
由图可见，温度越高，分解越快，浓度越高，分解也越快。
臭氧在水溶液中的分解速度比在气相中的分解速度快得多，而且强烈地受羟离子的催化。
pH值愈高、分解愈快。
臭氧在蒸馏水中的分解速度如图6-8所示。
常温下的半衰期约为15～30min。
（2）溶解性臭氧在水中溶解度要比纯氧高10倍，比空气高25倍。
溶解度主要取决于温度和气相分压，也受气相总压影响。
活力对溶解度的影响如图6-9所示。
在常压下，20℃时的臭氧在水中的浓度和在气相中的平衡浓度之比为0.285。
（3）毒性高浓度臭氧是有毒气体，对眼及呼吸器官有强烈的刺激作用。
正常大气中含臭氧的浓度是（1～4）×10-8，当臭氧浓度达到（1～10）×10-6时可引起头痛，恶心等症状。
我国《工业企业设计卫生标准TJ36—79》规定车间空气中O3的最高容许浓度为0.3mg/m3。
（4）氧化性臭氧是一种强氧化剂，其氧化还原电位与pH值有关。
在酸性溶液中，Eθ=2.07V，氧化性仅次于氟。
在碱性溶液中,Eθ=1.24V，氧化能力略低于氯（Eθ＝1.36V）。
研究指出，在pH5.6～9.8,水温0～39℃范围内，臭氧的氧化效力不受影响。
利用臭氧的强氧化性进行城市给水消毒已有近百年的历史。
臭氧的杀菌力强，速度快，能杀灭氯所不能杀灭的病毒和芽孢，而且出水无异味，但当投量不足时，也可能产生对人体有害的中间产物。
在工业废水处理中，可用臭氧氧化多种有机物和无机物，如酚、氰化物、有机硫化物，不饱和脂肪族及芳香族化合物等。
臭氧之所以表现出强氧化性，是因为分子中的氧原子具有强烈的亲电子或亲质子性，臭氧分解产生的新生态氧原子也具有很高的氧化活性。
臭氧氧化有机物的机理大致包括三类。
a．夺取氢原于，并使链烃羰基化，生成醛、酮、醇或酸；芳香化合物先被氧化为酚，再氧化为酸。
b．打开双键，发生加成反应：
c．氧原子进入芳香环发生取代反应。
（5）腐蚀性臭氧具有强腐蚀性。
因此与之接触的容器、管路等均应采用耐腐蚀材料或作防腐处理。
耐腐蚀材料可用不锈钢或塑料。
2.臭氧的制备
制备臭氧的方法较多，有化学法、电解法、紫外光法、无声放电法等。
工业上,—般采用无声放电法制取。
（1）无声放电法原理无声放电法生产臭氧的原理及装置如图6-10所示。
在一对高压交流电极之间（间隙1～3mm）形成放电电场，由于介电体的阻碍，只有极小的电流通过电场，即在介电体表面的凸点上发生局部放电，因不能形成电弧，故称之为无声放电。
当氧气或空气通过此间歇时，在高速电子流的轰击下，一部分氧分子转变为臭氧，其反应如下
上述可逆反应表示生成的臭氧又会分解为氧气，分解反应也可能按下式进行：
分解速度随臭氧浓度增大和温度提高而加快。
在一定浓度和温度下生成和分解达到动态平衡。
理论上，以空气为原料时臭氧的平衡浓度为3％～4％（ω/ω），以纯氧为原料时可达到6％～8％。
从经济上考虑，一般以空气为原料时控制臭氧浓度不高于1％～2％，以氧气为原料时则不高于1.7％～4％，这种含臭氧的空气称为臭氧化气。
用无声放电法制备臭氧的理论比电耗为0.95kW·h/kgO3，而实际电耗大得多。
单位电耗的臭氧产率，实际值仅为理论值的10％左右，其余能量均变为热量，使电极温度升高。
为了保证臭氧发生器正常工作和抑制臭氧热分解，必须对电极进行冷却，常用水作为冷却剂。
（2）影响臭氧发生的主要因素
a.对单位电极表面积来说，臭氧产率与电极电压的平方成正比，因此，电压愈高，产率愈高。
但电压过高很容易造成介电体被击穿以及损伤电极表面，故一般采用15～20kV电压。
b．生产臭氧的浓度随电极温度升高而明显下降。
为提高臭氧的浓度，必须采用低温水冷电极。
c．提高交流电的频率可以增加单位电极表面积的臭氧产率，而且对介电体的损伤较小。
一般采用50～500Hz的频率。
d．单位电极表面积的臭氧产率与介电体的介电常数成正比，与介电体厚度成反比。
因此应采用介电常数大，厚度薄的介电体。
一般采用1～3mm厚的硼玻璃作为介电体。
e.原料气体的含氧量高，制备臭氧所需的动力则少，用空气和用氧气制备同样数量的臭氧所消耗的动力相比，前者要高出后者一倍左右。
原料选用空气或氧气，需作经济比较决定。
f．原料气中的水分和尘粒对过程不利，当以空气为原料时，在进入臭氧发生器之前必须进行干燥和除尘预处理。
空压机采用无油润滑型，防止油滴带入。
干燥可采用硅胶、分子筛吸附脱水，除尘可用过滤器。
（3）臭氧发生系统及接触反应器由于臭氧不稳定，因此通常在现场随制随用。
以空气为原料制造臭氧，由于原料来源方便，所以采用比较普遍。
典型臭氧处理闭路系统如图6-11所示。
空气经压缩机加压后，经过冷却及吸附装置除杂，得到的干燥净化空气再经计量进入臭氧发生器。
要求进气露点在-50℃以下，温度不能高于20℃，有机物含量小于15×10-6。
臭氧发生器有板式和管式两种。
因板式发生器只能在低压下操作，所以目前多采用管式发生器。
管式发生器的外形像列管式换热器，内有几十根甚至上百根相同的放电管见图6-10（b）。
放电管的两端固定在两块管板上，管外通冷却水，每根放电管均由两根同心圆管组成，外壳为金属管（不锈钢管或铝管），内管为玻璃管作介电体。
电管一端封闭，管内壁镀有银膜或铝膜作电极。
不锈钢管及玻璃管内膜与高压电源相联。
内、外管之间留有1～3mm的环形放电间隙。
管式发生器可承受O.1MPa（表）的压力，当以空气为原料，采用50Hz的电源时，臭氧浓度可达15～20g/m3。
电能比耗为16～18kW·h/kgO3。
水的臭氧处理在接触反应器内进行。
常用鼓泡塔、螺旋混合器、蜗轮注入器、射流器等，选择何种反应器取决于反应类型。
当过程受传质速度控制时，如无机物氧化、消毒等，应选择传质效率高的螺旋反应器、蜗轮注入器、喷射器等；当过程受反应速度控制时，如有机物和NH4-N的去除，应选用鼓泡塔，以保持较大的液相容积和反应时间。
水中污染物种类和浓度、臭氧的浓度与投量、投加位置、接触方式和时间、气泡大小、水温与水压等因素对反应器性能和氧化效果都有影响。
（4）臭氧在水处理中的应用水经臭氧处理，可达到降低COD、杀菌、增加溶解氧、脱色除臭、降低浊度几个目的。
臭氧的消毒能力比氯更强。
对脊髓灰质炎病毒，用氯消毒，保持O.5～1mg/L余氯量，需1.5～2h，而达到同样效果，用臭氧消毒，保持O.045～O.45mg从剩余03，只需2min。
若初始O3超过1mg/L，经1min接触，病毒去除率可达到99.99％。
某炼油厂利用03处理重油裂解废水,废水含酚4～5mg/L，CN-4～6mg／L，S2-4～5mg/L，油15～30mg/L，COD400～500mg/L。
pH11、水温45℃。
投加03280mg/L，接触12min，处理出水含酚0.005mg/L，CN-0.1～0.2mg/L，S2-0.3～0.4mg/L，COD90～120mg/L,油2～3mg/L。
将混凝或活性污泥法与臭氧化联合，可以有效地去除色度和难降解的有机物，紫外线照射可以激活O3分子和污染物分子，加快反应速度，增强氧化能力，降低具氧消耗量。
目前臭氧氧化法存在的缺点是电耗大，成本高。
五、氯氧化
氯气是普遍使用的氧化剂，既用于给水消毒，又用于废水氧化。
常用的含氦药剂有液氯、漂白粉、次氯酸创、二氧化氯等。
各药剂的氧此能力用有效氯含量表示。
氧化价大于-l的那部分氯具有氧化能力，称之为有效氯。
作为比较基准，取液氯的有效氯含量为100％。
表6-1给出了几种含氯药剂的有效氯含量。
表6-1纯的含氯化合物的有效氯
化学式
分子量
氯当量molCl2/mol
含氯量W％
有效氯W％
液氯Cl2
71
100
100
漂白粉CaCl（OCl）
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