1.高级氧化技术
高级氧化技术(AdvancedOxidationProcesses)定义为可产生大量的•OH自由基过程，利用高活性自由基进攻大分子有机物并与之反应，从而破坏油剂分子结构达到氧化去除有机物的目的，实现高效的氧化处理。
Fenton法处理含有羟基有机化合物的废水时存在明显的选择性。羟基取代基类型、羟基数量、羟基取代位置、主链链长及主链的饱和度对Fenton法处理效果均存在不同程度的影响。实验结果表明:一元酚羟基对Fenton反应有着促进作用,而一元醇羟基对其有强烈的抑制作用;当碳原子数相同而羟基数不同时,随羟基数量的增加其对Fenton反应的影响逐渐下降;饱和一元醇主链碳原子个数越多,则其对Fenton反应的抑制作用越明显;主链的不饱和度对Fenton反应的影响也是不同的,脂肪族不饱和羟基化合物的Fenton法处理效果很差,而对苯环类羟基化合物有着很好的氧化处理效果;链长与醇羟基个数都不同时,随主链的增长和羟基数量的增加,其对Fenton反应的抑制作用随之下降,表现出良好的氧化降解效果。不同体系中的羟基自由基产生量可用来直接判断底物对芬顿试剂的抑制效应及抑制程度。脉冲式加温对室温下芬顿试剂的氧化效果有着促进作用,且加热频率越大,效果越明显。
2.芬顿试剂机理研究
当Fenton发现芬顿试剂时，尚不清楚过氧化氢与二价铁离子反应到底生成了什么氧化剂具有如此强的氧化能力。20多年后，有人假设可能反应中产生了经基自由基，由于H2O:在催化剂Fe3+(Fe2+)的存在下，能高效率地分解生成具有强氧化能力和高电负性或亲电子性(电子亲和能力569.3KJ的经基自由基(•OH),•OH可以氧化降解水体中的有机污染物，使其最终矿化为C02,H20及无机盐类等小分子物质。据计算在pH=4的溶液中，-OH的氧化电位高达2.73V，其氧化能力在溶液中仅次于氢氟酸。因此，通常的试剂难以氧化持久性有机物，特别是芳香类化合物及一些杂环类化合物，芬顿试剂对其中的绝大部分都可以无选择地氧化降解。
2.1Fenton试剂产生强氧化能力的反应机理研究
有关芬顿试剂的反应机理，一种研究认为是无机物之间的反应，像Fe2+,Fe3+,H202,•OH,HO2•和02-•，这是一般的芬顿反应体系中都存在的。这部分反应的机理研究主要通过化学捕获剂和先进的分析仪器来完成，研究主要集中在是产生以9基自由基或烷氧自由基为主的氧化物种，还是产生以铁为中心的高价瞬态氧化物种。近年来，研究人员发现，毗咤可以作为自由基的捕获剂用于捕获102•自由基。而同时，-OH自由基的竞争反应不影响到对HO2•自由基的捕获。依据此种发现，研究人员提出了高能的自由基和氧化剂的产生机理，这也是芬顿反应比较成熟的机理论断。然而直到现在，对铁氧化后在反应中存在的形态等方面还有很多问题需要研究。针对这一现象，一些学者提出了许多中间过程，归纳起来主要有几种:pH值在2.5一4.5之间时，低浓度的Fe2+主要以Fe(OH)(H20)52+的形式存在，这个反应的发生是H2O2在Fe2+的第一个配位体上发生了配位交换，随后发生了体内二电子的转移反应，生成F4+的复合物。Fe(oH)3(H2O)4+中间体继续反应并产生•OH，Fe(oH)(H2O)52+继续与H2O2:发生反应，使Fe2+得以循环。
2.2Fenton试剂在有机物中的反应机理研究
近年来，人们致力于研究芬顿试剂与有机物及其中间产物之间的反应规律;研究芬顿试剂对不同有机物的动力学，并建立了不同的动力学模型，这种研究指导了Fenion试剂的工业化应用。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
探讨对芬顿试剂氧化氯酚的反应特征，主要研究pH、H202、Fe2+对反应的影响。在研究中发现，如果酸性太强，溶液中的H+浓度过高，过氧化氢以H3o2+稳定存在，而且有机物在强酸性环境中不易分解，Fe3+不能被顺利地还原成Fe2+，催化反应受阻。实验证明，反应受到自由Fe2+浓度的影响，Fe2+是产生•OH的关键因素。被芬顿试剂分解的小分子有机物，有一部分会加速分解，而另外一部分会和Fe2+形成稳定的化合物，很难被进一步降解，只要有H必:存在，有机物的降解反应便会继续下去。由实验结果得出pH=2-4时，有机物的降解速率发生在短短的几分钟之内，这个降解速率相对于氯酚浓度来说是一级反应，它的反应速率常数正比于Fe2+和过氧化氢的初始浓度。实验发现，反应受到中间有机产物的影响极大，因此动力学的研究应该考虑中间产物的影响。李玉明等对间硝基苯胺的动力学进行了研究，分别考察了H202浓度、Fe2+浓度、pH值、温度随时间的变化。该研究用一元线性回归的方法，对不同氧化降解时间后间硝基苯胺的残余浓度对反应时间的相关性进行了定量分析，发现间硝基苯胺的氧化降解符合一级动力学的模式，得到了该反应的表观速率常数和活化能。利用紫外光谱对机理研究发现，间硝基苯胺催化氧化过程中的主要中间产物应为戊烯二酸。由于经基自由基与间硝基苯胺的反应速率常数大于有机酸的反应速率常数10]，根据化学动力学理论，在芬顿试剂催化降解反应中，当所投加的芬顿试剂剂量不足以完全氧化间硝基苯胺时，间硝基苯胺可被优先氧化降解去除，使降解反应终止于产酸阶段。因此，在实际的难降解工业废水处理中，可以根据需要用芬顿试剂氧化法作为间硝基苯胺等难降解废水的预处理方法，为后续的生化处理提供良好的反应条件。但是，当芬顿试剂投加量较大时，可以对中间产物有机酸进一步降解，生成小分子化合物，直至降解为二氧化碳和水。对芬顿试剂与有机物反应的动力学进行研究可以了解有机物在芬顿试剂中的反应进程，寻找合适的反应停留时间和反应的级数和速率常数，从而为大型工业化有机废水处理反应器的设计提供坚实的理论依据。
3.催化氧化(芬顿氧化)反应在高浓度废水处理中的研究
Fenton试剂具有很强的氧化性，而且其氧化性没有选择性，能适应各种废水的处理。
3.1处理氰化物
氰化物是剧毒性的物质，在废水的排放中都要严格控制氰化物的含量。
芬顿试剂可有效地处理氰化物，处理过程中，游离的氰化物分两步被分解。
俄罗斯学者研究了采用Fenton试剂处理含有氰化物和硫氰化物的废水(质量浓度均为1000mg/L)，前者氧化率为99.8%，后者氧化率为84.0%。
3.2处理酚类
酚类物质有较高的毒性，对人体有致癌作用，属于难降解的工业有机废水。芬顿试剂可用于处理苯酚、甲酚、氯代酚等多种酚类，效果均极好。在室温、pH=3-6和FeS04催化剂存在的情况下，H202可快速破坏酚结构，氧化过程中先将苯环分裂为二元酸，最后生成CO2和H2O。
研究用芬顿试剂氧化法处理对氨基酚(PAP)，探讨了影响处理结果的因素。在选定的条件下，PAP去除率为96%-98%，废水色度明显变浅，降低了废水的生物毒害性，改善了废水的生物降解性能。除了可以直接降解氯酚类物质外，还可以用芬顿试剂氧化作为生物处理技术的前处理过程，使废水的毒性降低，可生化性提高。在用芬顿试剂和生物法联合处理含有五氯酚的废水时，集瑞环保实验人员观察到在预处理中采用芬顿试剂与只采用H202相比，在后续的生物处理过程中五氯酚的吸收速率显著提高。
3.3处理染料废水
纺织印染废水的组成非常复杂，多数分子是以苯环为核心的稠环、杂环结构，属于高度稳定且有高致癌性的废水，它难以降解，并含有大量残余的染料和助剂。目前染料废水主要问题是残余染料所产生的色度。染料废水中颜色来源于染料分子的共扼体系，芬顿试剂在酸性条件下生成HO•能够氧化打破这种共扼结构，使之变成无色的有机分子进一步矿化。采用芬顿氧化法对染料废水进行处理具有高效低耗、无二次污染的优势。集瑞环保实验人员研究用芬顿试剂降解直接染料，发现染料分解是由2步反应进行的，第一步反应很快，第二步反应较慢，在优化反应条件下，30℃和30min内，染料97%可被降解，60min后COD可去除70%。
3.4处理染料中间体或染料助剂废水
染料中间体废水中常含有大量的蒽醌、萘、苯的各种取代基衍生物，具有COD高、色度高等特点，是目前较难处理的工业废水之一。用芬顿试剂处理此类废水的集瑞环保实验人员研究也在陆续开展，并取得良好效果。
研究用芬顿试剂处理B一萘磺酸钠。先用Fecl3,进行混凝处理，后用芬顿试剂氧化。在适宜的条件下，废水的COD和色度去除率分别达到99.6%和95.3%，处理后废水可达到排放标准。
3.5处理农药(草甘膦)废水
农药废水是一种难治理的有机化工废水，具有COD高、毒性大、难生物降解等特点。近来针对这点，出现了一些用Fenton法进行处理的研究。
集瑞环保实验人员研究用芬顿法与光芬顿法降解2,4-二氯苯氧乙烯(2,4-D)，探索了反应条件对降解效果的影响。在2,4-D质量浓度为200mg/I,H202质量浓度为200mg/L,Fe2+质量浓度为40200mg/L,pH为3.5的情况下，可在10min内使农药的降解率达到85%,TOC去除率也可达到80%以上。
3.6处理焦化废水
炼焦废水含有数十种无机和有机化合物，包括氨氮、硫氰化物、硫化物、氰化物、酚、苯胺、苯并比等，其中一些是高致癌物，属于高污染难治理的工业废水。
实验人员研究了用芬顿法处理焦化废水。探讨了影响COD去除率的因素，确定了适宜的操作条件。在此条件下，焦化废水COD去除率达88.9%.H202如分3批加人(总量不变)，COD去除率可提高至92%。
实验人员研究了芬顿氧化/混凝协同处理焦化废水经生物处理后的出水。结果表明，经此处理后，出水可达国家二级排放标准。如后续再经生物处理，最后出水将可稳定地达到国家一级排放标准。研究试验中，还通过分析相对分子质量分布和小分子有机物组成，揭示了焦化废水生物处理后出水的物质组成及其在芬顿氧化/混凝协同处理后的污染物变化规律。
3.7处理垃圾渗滤液
城市垃圾渗滤液是一种组成成分复杂的污水，将会污染地下水，对城市环境构成严重威胁。由于其含有多种有毒有害的难降解有机物，不易用传统的生化法来处理。不同的填埋场的垃圾渗滤液的组成、浓度不同。因此，对垃圾渗滤液的处理效率，集瑞环保实验人员研究主要是从降低COD和去除的混合物中有机物分子量来考察。
垃圾渗透液中的应用，进行了用芬顿法处理垃圾渗滤液的中型试验，反应在连续的搅拌发生器中进行，当试剂加入量适当时，COD的去除率可达67.5%，从而提高了可生化性，有利于进一步的处理。
由以上对各种废水的研究可知用芬顿试剂处理废水的特点，一是反应启动快，反应在酸性的环境中，常温常压，条件温和;二是不需要设计复杂的反应系统，设备简单、能耗小。集瑞环保实验人员认为芬顿试剂氧化性强，反应过程中可以将污染物彻底地无害化，而且氧化剂H2O:参加反应后的剩余物可以自行分解掉，不留残余，同时也是良好的絮凝剂，效果好。
Fenton试剂在处理各种废水的时候，其反应条件差别不大，这就方便了Fenton试剂的工业化应用。
总结：催化氧化Fenton反应是当今最重要的AOP之一，催化氧化Fenton反应在有毒有机污染物处理中有较好的降解效率及较大的应用范围，不管是在实验室研究还是在实际的工业运用中，都有良好的效果。现在国内的大型的化工园区，提倡循环经济的模式，采用单一的污水处理厂来处理该区内所有的有毒废水，希望能达到废水回用的目的。但是依靠单一的生化处理模式处理如此复杂的废水，并不能达到很好的效果，Fenton反应作为一种非常有效的废水预处理手段，既可以在废水处理的中段提高废水的可生化性，又可以在处理系统的末端进行深度处理，再配合其他处理技术以达到中水回用，可以实现循环利用的目标。
建议采用：复合生化1―催化氧化-微电解-复合生化2-复合生化3处理达标回用，此工艺特点，运行费用低，处理成本节省等优点。(来源：谷腾环保网)
一、膜分离法
1. 液膜技术
液膜通常是由有机溶剂、表面活性剂、流动载体及内水相组成，是一种很薄的液体膜(厚度为1~10μm)。它结合了膜分离与萃取的双重优势，通过废水中重金属离子简单扩散、选择性络合或螯合萃取反应、选择性渗透及膜内相反萃这四个过程，以使废水得以净化，同时实现重金属离子在膜内相富集，再通过破乳以回收重金属。液膜技术具有选择性高、传质速度快、反应温和等优点，特别适用于低浓度重金属废水的富集与回收，在电镀厂含Cr3+、Zn2+废水已有处理。液膜按构型和操作方式的不同,主要分为乳化液膜(emulsion liquid membrane , ELM) 和支撑液膜(supported liquid membrane , SLM)，如下图1所示：
图 1 液膜分类
2.电渗析技术
电渗析器由隔板、阴、阳离子交换膜、电极、夹紧装置等主要部件组成(结构如下图2所示)。处理重金属废水时，阳离子膜只允许阳离子通过，阴离子膜只允许阴离子通过，在电流作用下，电镀废水得到浓缩和淡化。电镀废水中常含Cu2+、Ni2+、Zn2+和Cr2+等金属离子及氰化物等毒性较大的物质，通过电渗析-离子交换或电渗析-反渗透组合工艺，既能实现资源的回收利用，又可以减少污染的排放。其中含镍废水处理技术最为成熟，已有成套工业化装置。。电渗析法在重金属废水处理中具有技术可靠，操作费用低，占地面积小，不产生废渣的优点。但电渗析需要要有足够的电导提供电流效率，如镀镍废水的处理，要求镍盐的浓度不能低于1.5g/L。
图 2 电渗析器构造
3.微/超滤技术
微滤的过滤孔径为0.1~10μm，多数为对称膜，最常见的是曲孔型, 结构类似于网状海绵，另外还有一种毛细管型;也有非对称膜，膜孔呈截头圆锥体状，过滤过程中原料液流经膜孔径小的一面， 进人膜内的渗透液将沿着逐渐加大的膜孔流出，这种结构可促进传质并防止膜孔堵塞。超滤膜孔径为1nm~100nm，多为非对称膜，由一层极薄的表皮层与一层较厚的海绵状或指状结构的多孔层组成，前者其筛分过滤左右，后者起支撑作用。微/超滤膜按材质可分为有机、无机两大类，前者卷式、中空纤维式应用较多(如下图3所示)，后者主要以管式、板框式为主(如下图4所示)。超/微膜由于孔径较大，不能直接过滤重金属离子，常作为预处理除悬浮物、胶体等粒子或大分子，因此要实现微/超滤对重金属离子的有效浓缩，则必须重金属离子进行一定预处理，即使其转化为粒径大于膜孔径的离子或粒子。因此，采用碱/硫化沉淀、胶束增强、络合作用将重金属离子进行转化，再结合微/超技术将重金属进行截留浓缩，得以净化废水，浓缩液采用电解或冶金手段将其回收。
图 3 无机微/超膜
图 4 陶瓷膜元件及装置
4.纳滤技术
纳滤作为一种新型分离技术, 有以下特点：一是截留分子量为200~1000， 介于反渗透膜和超滤膜之间;二是纳滤膜对二价及多价离子的高效截留、浓缩甚至分离。纳滤膜分离过程无化学反应, 无需加热, 无相转变, 不会破坏生物活性, 因而越来越广泛地应用于饮用水的制备和废水的处理。采用纳滤技术, 不仅可以使90%以上的废水纯化, 而且可同时使重金属离子含量浓缩10倍, 浓缩后的重金属具有回收利用的价值。如纳滤膜对含铀废水的处理，由于空间位阻和电效应的存在, 纳滤膜对UO2(CO3)22-和UO2(CO3)34-截留分别达到98%和95%;纳滤膜在pH越高条件下，对砷的去除率可达90%以上;纳滤膜从混合盐溶液中分离二价铜离子, 当Na+浓度较低且存在离子H3O+时, 铜离子几乎全部被截留;当控制不同的条件，可实现重金属离子间的分离，如当NaCl 浓度为0. 5mol/ L 时,在溶液中镉的主要存在形式是CdCl2 ，但是镍并不以络合形式存在而以Ni2+ 荷电方式存在，用带正电的纳滤膜处理，截留Ni2+ 而让Cd2+ 自由通过,即可以实现金属之间的分离。同样地，在硝酸体系中，亦可实现Cd2+ 与Cu2+ 的有效分离。
5.反渗透技术
反渗透(Reverse Osmosis，RO)膜孔径小于200分子量，可截留所有分子、离子，只允许水分子透过，特别适用于稀溶液的浓缩处理。该技术借助于半透膜对溶液中溶质的截留作用，在高于溶液渗透压的压力动力下，是溶剂渗透通过半透膜，达到分离的目的。反渗透技术在电镀领域已得到较好地应用，据工业实践证明，对于磷酸锌电镀废水、铜氰电镀废水、含镍废水采用一级或二级RO可实现对重金属离子99%以上的高效截留，水回收率达到90%以上。
二、沉淀法
众所周知，重金属废水处理技术种类繁多，各种技术特点不一，适用范围也存在较大差异。由于行业区别或同一行业不同工艺段的差异，所排放出的废水都没有完全相同的，因此，针对具体水质，熟练掌握不同处理技术的适用特点，以合理选用不同的技术手段或者技术组合方式，显得尤为关键。
此篇幅，重点向大家具体介绍沉淀法在重金属废水处理方面的适用性，如下：
1)中和沉淀法
中和沉淀法是最常用的重金属废水处理方法之一，它是通过加入碱(如石灰乳、烧碱等)以改变废水pH值，使得OH-与金属离子发生反应以生成溶度积较小的重金属氢氧化物沉淀。根据不同重金属离子存在浓度及相应氢氧化物溶度积差异可分步沉淀析出。
采用该方法需注意以下几点：中和后pH若较高，需加酸调低pH以达排放要求;对于Sn、Pb、Zn、Al等两性化合物，需严格控制pH,以防pH过高再次溶解;对于可能存在与某些重金属生成络合物的如卤素、腐殖质、氰根等阴离子，需在中和之前先进行预处理;对于易生成胶体类细小颗粒，如Ni(OH)2，需加入絮凝剂方可沉淀析出。
该方法优点为操作简单，设备投资小，适用范围广，当pH调至10左右，能将大部分重金属离子去除至达标排放要求，但对于Cd、类金属砷的去除一般很难满足要求。其缺点也较为明显，石灰乳法一步全沉淀污泥量大，重金属品位低，难以回收，作为固体危险废弃物需另外处置，费用高昂;而烧碱法处理费用高，一般不被采纳。
2)硫化沉淀法
该方法采用硫化剂(Na2S、NaHS、H2S等)与重金属离子反应生成溶度积比氢氧化物更小的金属硫化物，反应最佳pH在7~9。
相较中和沉淀法，其优势更为明显，由于金属硫化物溶度积更小，去除更为彻底，残余重金属离子较少，泥渣量也较少，生成的金属硫化物易于回收再利用。其缺点为硫化物易形成胶体，颗粒小，难以沉淀，建议加入絮凝剂;残留硫化剂在酸度较高条件下，易于生成有毒气体硫化氢，造成二次污染，建议同时做好空气净化设施配套，或建议以相较于所要去除的重金属具有更大溶解度的金属硫化物替代常规钠型硫化剂，可有效规避硫化氢的产生和残余硫离子的产生。
3)还原―沉淀法
通过加入还原剂或电解法将重金属离子置换为金属单质或低价态的金属离子。如电镀废水中Cr6+的去除，就是通过加入还原剂还原为低毒Cr3+，再加碱中和沉淀去除;如铜、汞离子的去除，就是通过电解或还原方法将其相应单质以沉淀析出。
常用还原剂有NaHSO3、SO2、FeSO4、单质Fe等。
该方法优点为操作简单、能经受大水量及高浓度重金属离子的冲击，效果明显。其缺点为，耗材消耗大，处理成本高。
4)铁氧体沉淀法
该方法在我国应用已有几十年，电镀行业应用较多。通过加入过量亚铁盐、加烧碱调pH至8~9产生共沉淀、充氧加热至60~80℃转化沉淀、固液分离以完成整个过程。如电镀含铬废水处理可采用这种方法，它适用于重金属种类繁多的废水。
该方法具有设备投资小、操作简单，不产生二次污染等优点。其缺点为操作温度高，能耗高、处理后盐度高，不能处理含汞和络合物废水。
综上所述，各种沉淀处理方法特点不一，适用范围也不同，须灵活掌握，才能发挥它们各自的优势。
三、离子交换法
重金属废水来源于矿山采选、机械加工、钢铁及稀贵重金属冶炼与部分化工企业所产生的废水，具有不可降解性，未达标排放对环境污染严重。
化学沉淀法对各种重金属的处理实用性强，被普遍应用，处理后出水大部分重金属离子能达到行业排放标准，但若采用一步沉淀处理，则会产生大量的污泥，作为危险废物将难以处置。如工业废水含0.1 g/L的Cu2 + 、Cd2 + 、或Hg2 + 能分别产生10倍、9倍和5倍重金属盐含量的污泥;如处理1 kg铬酸盐，则会产生6 kg污泥。
在采用碱法沉淀重金属离子时，不适合处理水量大、浓度低的重金属废水，而离子交换树脂法却恰好能弥补这一缺陷，即不仅能深度地去除重金属，而且能选择性回收各种重金属离子。
离子交换法是利用重金属离子与离子交换树脂发生离子交换,使废水中重金属浓度降低,从而使废水得以净化的方法。离子交换树脂为颗粒性物质，其结构单元有三部分组成，即：不溶性的三维空间网状骨架、连接在骨架上的功能基团和功能基团所带的相反电荷的可交换离子。常用的离子交换树脂有阳离子交换树脂、阴离子交换树脂、螯合树脂和腐植酸树脂等。
阳离子交换树脂分为强酸性离子交换树脂(R-SO3-)和弱酸性离子交换树脂(R-COO-)。前者离解性强，适应于在强碱和强酸条件下产生离子交换作用，可以交换所有金属离子;后者离子性较弱，在低pH下难以离解和进行离子交换，只能在碱性、中性或微酸性溶液中(如pH5～14)起作用，仅可交换弱碱性中的阳离子如Ca2+、Mg2+，对于强碱中的离子如Na+、K+等无法进行交换。阳离子交换树脂几乎适用于所有重金属阳离子的去除，如Cu2+、Pb2+、Zn2+等重金属阳离子
阴离子交换树脂分为强碱性离子交换树脂(-NR3OH)和弱碱性离子交换树脂(-NH2、-NHR、NR2)。同样地，前者离解性强，适应于在强碱和强酸条件下产生离子交换作用，可以交换所有阴离子;后者离子性较弱，只能在中性或酸性条件(如pH1～9)下工作。阴离子交换树脂可适用于金属络合阴离子的吸附交换，如金属氰化络合阴离子、金属氯化络合阴离子、铬酸根等的去除。
螯合离子树脂法区别于上述所述阴阳离子交换树脂法，其离子交换作用是通过化学键力，而不是通过范德华力静电吸附作用力。螯合离子交换树脂是借助具有螯合能力的基团，通过螯合作用能对特定离子进行选择性吸附并进行离子交换的树脂。因此，它适用于含有杂质离子较多的复杂重金属废水的处理，可选择性地回收高附加值、高品质的贵重金属离子。
四、电解法
电解法结合了氧化还原化学法、絮凝和吸附技术三者优势，不仅可去除Hg2+、Cu2+、Cr6+、Pb2+、Cd2+等典型重金属离子，而且同时除去其他阴离子污染物，如CN-等。
电解法除重金属离子的基本原理是利用金属的电化学性质，在有外加直流电的条件下，重金属离子(Mn+)在电解槽的阴极放电沉积，从相对高浓度的溶液中分离出来，废水中还原性较强离子(如Cl-)或阳极材料本身(如单质铁)在阳极放电，从而达到去除废水中有害重金属的目的，同时，沉淀在电解槽底或沉积在阴极板上的重金属具有一定的回收价值。
当溶液中存在多种阳离子或阴离子时，阴极上放电的先后顺序是：Ag+>Hg2+>Fe3+>Cu2+>Pb2+>Sn2+>Fe2+>Zn2+>H+>Al3+>Mg2+>Na+>Ca2+>K+;用石墨、金、铂等还原性很弱的材料制做的惰性阳极上放电的先后顺序是：S2->I->Br->Cl->OH->含氧酸根>F-，而用铁、锌、铜、银等还原性较强的材料制做活性阳极时，则先于其他金属或阴离子放电。
相较于化学沉淀法及物理吸附法等传统技术，电解法具有如下优势：
1)可同时处理多种污染物。如氰化镀铜废水经过电解处理，CN-在阳极被氧化的同时，Cu2+在阴极被还原沉积。
2)对于电镀废水尤为适用，如镀铬、钝化、酸洗、铬酸阳极化、镀铜等各种含铬、含铜等重金属废水。鉴于电解法与电镀工艺的相似性，电镀企业的工人易于熟练掌握操作。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
3)几乎不消耗化学药剂，无二次污染，废液量少，处理后水便于回用。如酸性含铬废水、碱性含氰废水可直接电解处理，无需添加酸、碱调节pH环境。
4)特别适用于高浓度重金属废水的处理，重金属回收价值高，可实现废水100%达标排放，无浓缩液产生。
5)电解装置紧凑，占地面积小，节省一次投资，易于实现自动化。可通过调节槽电压和电流，可适应水量与水质变化冲击。
但电解法也有它的不足之处，即：电耗和可溶性阳极材料消耗较大，副反应多，电极易钝化;不适于低浓度重金属废水处理，不能将重金属浓度降到很低，且电流效率低。(来源:重金属废水资源化处理)
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