CN102464415B - 煤气化废水的深度处理工艺 - Google Patents

Abstract

本发明涉及一种煤气化废水的深度处理方法，包括以下步骤：用酸调节废水的pH值后加入亚铁盐和过氧化氢来氧化废水中的有机物；然后加入碱调节pH值后依次加入第一混凝剂和第二混凝剂进行混凝；沉淀分离出混凝物后，将废水在常温常压下在催化剂的作用下用含氧气体进行氧化；然后任选地进行砂滤。

Description

煤气化废水的深度处理工艺

发明领域

本发明涉及煤气化废水的处理方法。

背景技术

以煤炭作为能源和化工原料的应用越来越受到重视。煤气化是清洁、高效的煤炭利用方式，但煤气化工艺过程产生大量高污染性的煤气化废水，这种废水含有多种污染质，例如酚、氰、氨氮和数种脂肪族以及芳香族化合物，需要对其进行有效的处理，方可进行排放。

废水处理领域常常用化学需氧量(COD)、氨氮、硝态氮、亚硝态氮和色度等指标来表示废水中的污染物的类型和/或量。其中COD，也称作化学需氧量，是指在一定的条件下，采用一定的强氧化剂处理水样时，所消耗的氧化剂量。它是表示水中还原性物质多少的指标。水中的还原性物质有各种有机物、亚硝酸盐、硫化物、亚铁盐等，但主要的是有机物。因此，COD又往往作为衡量水中有机物质含量多少的指标。COD越大，说明水体受有机物的污染越严重。

氨氮，或曰NH₃-N，指水中以氨或铵离子形式存在的氮元素。

硝态氮是指废水中以硝酸根形式存在的氮元素。

亚硝态氮是指废水中以亚硝酸根形式存在的氮元素。

BOD5是指五日生物耗氧量，即生物降解水中有机物5天过程中所消耗的氧气的总量。

色度：水的色度是对天然水或处理后的各种水进行颜色定量测定时的指标。天然水经常显示出浅黄、浅褐或黄绿等不同的颜色。产生颜色的原因是由于溶于水的腐殖质、有机物或无机物质所造成的。另外，当水体受到工业废水的污染时也会呈现不同的颜色。这些颜色分为真色与表色。真色是由于水中溶解性物质引起的，也就是除去水中悬浮物后的颜色。而表色是没有除去水中悬浮物时产生的颜色。这些颜色的定量程度就是色度。工业废水色度测定采用稀释倍数法，如国标GB11903-89所述，将废水样品用光学纯水稀释至用目视比较与光学纯水相比刚好看不见颜色时的稀释倍数作为表达色度的方式，单位为倍，一般倍数越高说明废水颜色越深。

目前煤气化废水的处理工艺流程主要包括了预处理、生物处理和深度处理三个部分。预处理一般采用蒸氨脱酚，气浮重力除油，混凝沉淀等方法降低废水中污染物浓度，避免对微生物产生毒害和抑制作用。生物处理一般采用活性污泥、A-O、A-A-O、SBR等方法对废水进一步的处理，但经过生物处理后出水的COD、NH₃-N、色度等都不能达到国家一级排放指标，出水还需经深度处理才能达标排放。

目前用于废水的深度处理方法包括了生物滤池、活性炭吸附、混凝沉淀、膜分离、废水氧化技术等。生物滤池成本较低，但其存在着处理效率低，易造成二次污染等问题。活性炭对水中的BOD、COD、色度和绝大多数有机物有突出的去除能力，但活性炭再生能耗大，且再生后其吸附能力亦有不同程度下降，这给活性炭的使用带来问题。混凝沉淀的成本较低但其存在着二次污染的问题和使用效果一般的问题，因此最后的深度处理采用混凝沉淀很难控制出水的水质。膜分离在推广中也碰到成本高，容易发生堵塞的问题，而且应用时要求更高水平的预处理和定期的化学清洗，以及浓缩物的处理等。废水氧化技术是目前废水深度处理的研究热点，其中芬顿(Fenton)氧化法是以过氧化氢为氧化剂、以亚铁盐为催化剂的均相催化氧化法。芬顿试剂是一种强氧化剂，过氧化氢分解反应中产生的·OH是一种氧化能力很强的自由基，能氧化废水中有机物，从而降低废水的色度和COD值。催化湿式氧化技术一般在高温(150℃～350℃)、高压(5MPa～20MPa)操作条件下，通过催化剂的作用，液相中用氧气或空气作为氧化剂，氧化水中呈溶解态或悬浮态的氨氮和有机污染物，最终转化成N₂和CO₂。但催化湿式氧化技术所需的高温高压条件限制了其应用。

中国专利CN200710113164.5公开了一种农药废水处理工艺，包括酸析、络合萃取、芬顿氧化和催化氧化等工艺步骤。萃取步骤后废水进入芬顿池进行芬顿氧化，控制pH值为2-4，双氧水与硫酸亚铁的摩尔比为8-12∶1；经中间池储存后进入催化氧化塔进行催化氧化，以活性炭为载体的负载过渡金属氧化物作为催化剂，臭氧氧化2小时，再进行生化处理。该专利的废水处理工艺的缺点是：芬顿氧化后会产生许多微粒絮体，如果后续工艺中不进行混凝沉淀、气浮等工艺对絮体进行处理，其产生的微粒絮体会漂浮在废水中直接进入催化氧化塔中，从而影响催化氧化塔的处理效果，还容易造成管道堵塞的问题。另外，该专利使用臭氧作为氧化剂，这需要配置昂贵的臭氧发生器，故投资成本和操作成本都很高。

为解决以上问题，本发明提出了一种煤气化废水的深度处理方法。

发明概述

本发明提供了一种煤气化废水的深度处理方法，包括以下步骤：

a、向该废水中加入酸性物质，以调节废水的pH值至第一pH值范围；然后，

b.依次或同时向该废水中加入亚铁盐和过氧化氢，以将废水中的一部分有机物氧化；然后，

c.向该废水中加入碱性物质，以调节废水的pH值至第二pH值范围；然后，

d.依次向该废水中加入第一混凝剂和第二混凝剂，以将废水中的悬浮物混凝成混凝物；然后，

e.从废水中除去该混凝物；然后，

f.在常温常压和催化剂存在下用含氧气体氧化该废水，进一步除去废水中的有机物；然后，

g.任选地，使离开f的废水经过砂滤处理。

附图简述

图1是本发明的示例性实施方案的流程图。

应注意，附图仅仅是示例性的，并不打算以任何方式限制本发明。

发明详述

本发明的煤气化废水泛指来自各种煤气化工艺的含有有机污染物的废水，这些废水例如来自用亚临界/超临界水对煤进行气化的工艺，或者来自用含氧气体例如空气、纯氧气等对煤进行气化的工艺中的洗气过程的废水，等等。其中所含的有机污染物例如酚类物质、氨氮、氰类物质、脂肪族化合物以及芳香族化合物等。

在本发明的步骤a中，向该废水中加入酸性物质，以调节废水的pH值至第一pH值范围。其中所述酸性物质选自硫酸、亚硫酸、盐酸、磷酸、硝酸或它们的混合物，优选硫酸；或者选自能与水反应生成上述酸的物质，例如三氧化硫、氮氧化物(一氧化氮、二氧化氮或一氧化二氮)等，优选含有氮氧化物的工业锅炉燃烧尾气或烟道气。使用烟道气的好处是显而易见的，既可将烟道气中的氮氧化物等酸性污染物废物利用而节约了上述无机酸，又可以消除烟道气中的氮氧化物等酸性污染物而有利于环境保护。或者，还可以用含工业废酸的另一股废水来达到调节pH值的目的。控制这些酸性物质的加入量以将废水的pH值调节到第一pH值范围，该第一pH值范围为适合于步骤b中的氧化反应即芬顿反应发生的pH值范围，例如，该第一pH值范围为5-5.5。该添加酸性物质调节pH值的步骤可以在输送废水的管道中进行，也可以在一个单独的容器内进行，例如在图1所示的示例性工艺中的容器R1中进行。

在本发明的步骤b中，依次或同时向该废水中加入亚铁盐和过氧化氢，以将废水中的一部分有机物氧化。例如，可以先向废水中加入亚铁盐，然后向废水中加入过氧化氢。或者，可以同时向废水中加入亚铁盐和过氧化氢，但二者必须彼此独立地同时加入到废水中，即排除先将二者混合再加入废水中这种方式。所述亚铁盐可以是能在废水中产生Fe²⁺的任何可溶性亚铁盐，例如硫酸亚铁、氯化亚铁、乙酸亚铁等。在优选的实施方案中，所述亚铁盐是硫酸亚铁。所述亚铁盐可以来自多种来源，例如可以使用无水亚铁盐固体或带有结晶水的亚铁盐固体或者亚铁盐的水溶液，等等，只要能提供Fe²⁺即可。甚至在某些情况下，还可以向废水中加入铁粉或氧化亚铁，以在废水的酸性条件下原位生成亚铁盐。所述亚铁盐在芬顿反应中作为催化剂使用。其中过氧化氢可以来自任何浓度的过氧化氢水溶液。废水中的一部分有机物在亚铁盐和过氧化氢的作用下被氧化，生成二氧化碳和水。该步骤b可以发生在一个或多个反应器中。在使用多个反应器时，硫酸亚铁和过氧化氢可以分别添加至某一个反应器中，也可以先将亚铁盐添加到相对靠上游的反应器中，再将过氧化氢添加到相对靠下游的反应器中，例如在图1所示的示例性工艺中就先将硫酸亚铁添加至容器R2中，再将过氧化氢添加到容器R3中。该芬顿氧化过程中，容易产生固体废渣，这些废渣以悬浮物的形式存在于废水中。且由于芬顿氧化的作用，废水的pH值会有所下降，例如下降到pH值为3-4的范围内。

在本发明的步骤c中，向该废水中加入碱性物质，以调节废水的pH值至第二pH值范围。其中，所述碱性物质选自碱金属氢氧化物、碱土金属氢氧化物、碱金属氧化物、碱土金属氧化物、碱金属碳酸盐或碱土金属碳酸盐。其中所述第二pH值范围是适合于步骤d中的混凝过程发生的任何pH值范围，例如5.5-6。该添加碱性物质调节pH值的步骤可以在输送废水的管道中进行，也可以在一个单独的容器内进行，例如在图1中将碱性物质添加至容器R4中。

在本发明的步骤d中，依次向该废水中加入第一混凝剂和第二混凝剂，以将废水中的悬浮物混凝成混凝物。其中所述第一混凝剂选自聚合硫酸铁、聚合硫酸亚铁、聚合硫酸铝、聚合氯化铁、聚合氯化铝(缩写为PAC)，其中第二混凝剂是聚丙烯酰胺(缩写为PAM)。该步骤的d的混凝过程可以在一个或多个混凝器中进行。当使用一个混凝器时，则可先向该混凝器中加入第一混凝剂，然后向该混凝器中加入第二混凝剂；当使用多个混凝器时，可将第一混凝剂添加到相对靠上游的混凝器中，而将第二混凝剂添加到相对靠下游的混凝器中，例如在图1所示的示例性工艺中分别将PAC和PAM添加至容器R5和R6中。废水中的悬浮物和胶体物质在第一混凝剂和第二混凝剂的作用下会迅速混凝，成为混凝物。该混凝物可在混凝器中原位沉淀一部分而与废水分离，或者，也可以在后续的步骤e中从废水中除去该混凝物。

在本发明的步骤e中，从废水中除去该混凝物。该除去过程可以使用本领域技术人员熟知的任何方法，例如沉淀法、过滤法、离心分离法等。在本发明的一个优选实施方案中，将来自步骤d的废水引入到沉淀池中，通过沉淀作用而从废水中除去这些混凝物。除去这些混凝物可以避免它们进入后续的步骤f中而影响催化氧化的进行，以及避免后续管道的淤塞。该混凝物和/或步骤b中产生的废渣可以与失活了的下述步骤f中的催化剂混合在一起进行煅烧，以使失活了的步骤f中的催化剂得到再生。

在本发明的步骤f中，在常温常压和催化剂存在下用含氧气体氧化该废水，进一步除去废水中的有机物。其中所述催化剂包括载体和负载在该载体上的活性组分，其中载体选自活性炭或分子筛或氧化铝，活性组分选自由铁的氧化物、铜的氧化物和锰的氧化物组成的复合氧化物，其中活性组分占催化剂总质量的百分比以及活性组分之间的质量比可以根据需要进行调节，例如，在优选的实施方案中，分别以Fe₂O₃、CuO和MnO₂形式计算的以上三种氧化物的质量总和占催化剂总质量的1-10％，且质量比Fe₂O₃∶CuO∶MnO₂为1-4∶0.1-0.5∶0.1-0.5。其中所述含氧气体选自氧气、空气或富氧空气，优选空气。该氧化反应发生在常温常压氧化反应器中。其中所述常温是指4-40℃，所述常压是指一个大气压。其中该氧化反应器内部设置有曝气装置，通过该曝气装置向反应器内鼓泡通入含氧气体以与通过泵等输送设备输入到该反应器内的废水充分接触。该曝气装置一般由曝气机(如气泵、鼓风机等)和曝气器(如曝气管、微孔曝气盘等)连接构成。曝气量可以根据废水的COD值进行选择。废水中的有机物在催化剂作用下被含氧气体中所含的氧气氧化，从而实现了有机物的进一步去除，以使得废水的COD和色度等指标达到排放要求。经过该催化氧化处理后的废水可直接排放，或者经过后续的任选的步骤g进行砂滤后而排放。

在本发明的任选的步骤g中，使离开f的废水经过砂滤处理，该砂滤步骤用于除去在步骤f中可能产生的悬浮物。

以上煤气化废水的深度处理方法中，各步骤的工艺条件可以根据要处理的废水的具体情况进行相应调整。例如，如果要进行深度处理的煤气化废水的COD≤200mg/L，那么仅利用催化氧化反应器单独处理即可使废水达标。如果要进行深度处理的废水的COD为200-1500mg/L时，则控制pH值为5-5.5，芬顿氧化反应中FeSO₄的加入量为1-3000mg/L(其中L是废水的升数，下同)，H₂O₂的加入量为1-4000mg/L，水力在芬顿氧化过程中的总停留时间为0.5-3h；混凝沉淀过程中PAC的加入量为20-300mg/L，PAM的加入量为1-10mg/L。采用常温常压催化氧化反应器，其内部为分段装填催化剂，装填量为60％-90％(％基于反应器容积)，通过曝气装置向反应器内曝气，曝气量可以为5-15立方米空气每小时每立方米氧化反应器容积，在该氧化反应器内的水力停留时间为0.5-3h。

本发明的方法显然不仅适用于对煤气化废水进行深度处理，而是可以扩展到其它含有机物的废水，例如焦化废水、其它含有机物的工业废水或生活废水，或者可以对掺入了焦化废水、其它含有机物的工业废水或生活废水的煤气化废水进行深度处理。

实施例

结合附图，通过以下实施例具体说明本发明的实施方案，这些实施例仅仅是出于举例说明的目的而提供的，例如，为了叙述清楚和完整起见，实施例中提到了很多具体工艺步骤和设备，这些工艺步骤和设备并非全都是实施本发明的方法所必需的。实施例也不打算以任何方式限制本发明的范围，本发明的真实范围仅由权利要求确定。

实施例1

该实施例的工艺流程示意图如图1所示。某公司煤气化废水经生物处理后，COD为450mg/L左右，色度为1000左右，拟采用本发明的深度处理方法进行处理。各容器R1-R7均由有机玻璃制成。其中R1-R6体积均为1.5L，圆柱形，中间有搅拌桨。其中容器R1、R2和R4仅充当容器；而容器R3还充当反应器，在其中发生芬顿氧化反应器；容器R5和R6还充当混凝器。待深度处理的废水由泵(未示出)进入R1，依序流到后续容器中，R1-R6均连接自动加药蠕动泵，通过调整泵的转速来控制加入的药剂量。沉淀器T1体积为10L，方形。催化氧化反应器R7体积为5L，圆柱形，分五段，每段填充催化剂80％，催化剂为活性炭负载的铁的氧化物、铜的氧化物和锰的氧化物，其余20％填充砂粒，反应器底部有曝气孔，通过气体流量计调节其曝气量，废水由R7底部进水口泵入。砂滤池T2体积为3L，圆柱形，分4段，分别填充不同粒径的沙粒，废水通过溢流经过T2后被排出。

工艺参数为：芬顿氧化反应中控制pH值为5-5.5，FeSO₄·7H₂O的加入量为1100mg/L，H₂O₂的加入量为1600mg/L，R1-R6的总水力停留时间为1h；混凝沉淀中PAC的加入量为150mg/L，PAM的加入量为4mg/L。R7的曝气量为6立方米空气每小时每立方米反应器容积，废水在R7中的水力停留时间为1h。

测试结果：每天对T1的出水和T2的出水进行COD和色度测定，经过90天连续运行，T1和T2出水的COD值范围分别为160-180mg/L和30-80mg/L，T2出水色度均小于50。

实施例2

待深度处理的废水和所使用的工艺流程以及各设备都与实施例1相同，但工艺参数有所改变：在芬顿氧化中加入FeSO₄·7H₂O的量为600mg/L，H₂O₂的量为800mg/L，R7的曝气量为8立方米空气每小时每立方米反应器容积，废水在R7内的水力停留时间为1.5h。，其它参数与实施例1相同。经过90天连续运行，T1和T2出水的COD值范围分别为220-240mg/L，40-90mg/L，T2出水色度均小于50。

实施例3

该实施例中使用的设备和工艺流程与实施例1相同，但待深度处理的废水和某些工艺参数有所不同。该实施例中处理的是某工厂的汇总煤气化废水，其COD为1000mg/L左右，色度为1200左右。在工艺参数中仅芬顿氧化中加入FeSO₄·7H₂O的量为2000mg/L，H₂O₂的量为2800mg/L，R7的曝气量为8立方米空气每小时每立方米反应器容积，废水在R7中的水力停留时间为1.5h。，其它参数与实施例1相同。经过90天连续运行，T1和T2出水的COD值范围分别为240-260mg/L，40-80mg/L，T2出水色度均小于50。

实施例4

该实施例的工艺流程示意图如图1所示。某公司煤气化废水经生物处理后，COD为450mg/L左右，色度为1000左右，拟采用本发明的深度处理方法进行处理。各容器R1-R7均由有机玻璃制成。其中R1-R6体积均为8L，圆柱形，中间有搅拌桨。其中容器R1、R2和R4仅充当容器；而容器R3还充当反应器，在其中发生芬顿氧化反应器；容器R5和R6还充当混凝器。待深度处理的废水由泵(未示出)进入R1，依序流到后续容器中，R1-R6均连接自动加药蠕动泵，通过调整泵的转速来控制加入的药剂量。沉淀器T1体积为130L，方形。催化氧化反应器R7体积为90L，圆柱形，分五段，每段填充催化剂90％，催化剂为活性炭负载铁的氧化物、铜的氧化物和锰的氧化物，其余10％填充砂粒，反应器底部有曝气孔，通过气体流量计调节其曝气量，废水由R7底部进水口泵入。砂滤池T2体积为65L，圆柱形，分4段，分别填充不同粒径的沙粒，废水通过溢流经过T2后被排出。

工艺参数为：芬顿氧化反应中控制pH值为5-5.5，FeSO₄·7H₂O的加入量为1200mg/L，H₂O₂的加入量为1800mg/L，R1-R6的总水力停留时间为1h；混凝沉淀中PAC的加入量为200mg/L，PAM的加入量为5mg/L。R7的曝气量为8立方米空气每小时每立方米反应器容积，废水在R7中的水力停留时间为1h。

每天对T1的出水和T2的出水进行COD和色度测定，经过90天连续运行，T1和T2出水的COD值范围分别为160-200mg/L，30-90mg/L，T2出水色度均小于50。

实施例5

将芬顿氧化和/或混凝沉淀产生的废渣在120℃下干燥2小时，取粉末状的废渣50g与失活的常温常压催化氧化催化剂1000g均匀混合，在马弗炉中400℃焙烧8个小时，自然冷却至室温，取出催化剂，称重为1009g。将此方法再生后的催化剂装入实施例1中的催化氧化反应器R7中，进行连续处理废水实验，进水水质和工艺参数均与实施例1相同，测试结果：每天对T1的出水和T2的出水进行COD和色度测定，经过100天连续运行，T1和T2出水的COD值范围分别为160-180mg/L和40-80mg/L，T2出水色度均小于50。

对比例1

在该对比例中，将实施例1的待处理的废水不经芬顿氧化处理，而是直接通入到如实施例1所示的常温常压催化氧化反应器R7中进行催化氧化处理，发现出水COD达不到小于100mg/L的指标，而且由于进水COD值较高，会使催化剂的再生周期变短，提高了废水的处理成本。进一步的试验发现，当待处理的废水COD大于300mg/L时，仅采用常温常压催化氧化反应器R7中进行催化氧化处理，无法达到出水COD小于100mg/L的指标。

对比例2

在该对比例中，将实施例1的待处理的废水仅通入到如实施例1所示的容器R1-R3中进行芬顿氧化，而无后续的混凝和催化氧化步骤，发现，仅使用芬顿氧化做为深度处理技术，会产生较多的废渣，形成二次污染问题，而且处理废水的药剂成本较高，随着废水在氧化过程中COD的不断降低，药剂量会不断增大，会出现药剂量无论如何再加大也不能废水COD降低到100mg/L以下的问题。

对比例3

在该对比例中，将实施例1的待处理的废水通入到如实施例1所示的容器R1-R3中进行芬顿氧化，不经过混凝沉淀，直接进入催化氧化反应器R7中，实验发现，芬顿氧化产生的废渣随废水进入到R7中，运行一段时间后催化氧化的处理效果变差，出水不能降低到100mg/L，而且废水管道和曝气装置发生了堵塞的现象，使得催化氧化反应器无法正常运行。

本发明的优点如下：

一、本发明采用芬顿氧化-混凝沉淀-催化氧化相组合的方法，能有效克服芬顿氧化过程中的固体废渣对后续工艺的不良影响的问题，且减少了芬顿试剂的用量和废渣的产生量；也克服了对于进水COD较高时仅使用催化氧化时出水COD不能降低到100mg/L以下的问题。该组合方法有效的解决目前煤气化废水的COD、色度难达到国家一级排放标准的问题，该方法处理效果稳定，时间短，设备简单，催化剂使用寿命长，成本低。

二、经过芬顿氧化和混凝沉淀产生的废渣中含有氢氧化铁和氢氧化铝等成份，这些废渣与载体混合后再经高温焙烧后可以转化为金属氧化物形式附载在载体上，故这些废渣可以用于催化氧化过程中的催化剂的焙烧活化再生中，进一步增加了活性组分在载体上的附载量，从而提高了催化剂的使用寿命，保证了废水的处理效果，降低了再生成本，也使得芬顿产生的废渣得以有效的利用。

三、本发明的方法中，混凝沉淀后的出水pH在6左右，而常温常压催化氧化最佳反应pH值也在6左右，因此混凝沉淀出水不用调节pH值即可进入常温常压催化氧化反应器完成最佳pH条件下的废水处理反应，提高了催化氧化的处理效率，降低了运行成本。

Claims (10)

1.一种煤气化废水的深度处理方法，包括以下步骤：

a、向该废水中加入酸性物质，以调节废水的pH值至5-5.5；然后，

b.依次或同时向该废水中加入亚铁盐和过氧化氢，以将废水中的一部分有机物氧化；然后，

c.向该废水中加入碱性物质，以调节废水的pH值至5.5-6；然后，

d.依次向该废水中加入第一混凝剂和第二混凝剂，以将废水中的悬浮物混凝成混凝物；其中第一混凝剂选自聚合硫酸铁、聚合硫酸亚铁、聚合硫酸铝、聚合氯化铁或聚合氯化铝；第二混凝剂是聚丙烯酰胺；然后，

e.从废水中除去该混凝物；然后，

f.在常温常压和催化剂存在下用含氧气体氧化该废水，进一步除去废水中的有机物；然后，

g.任选地，使离开f的废水经过砂滤处理。

2.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中步骤a中的酸性物质选自硫酸、盐酸、磷酸、硝酸或它们的混合物，或者选自能与水反应生成上述酸的物质。

3.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中所述催化剂包括载体和负载在该载体上的活性组分，其中载体选自活性炭或分子筛或氧化铝，活性组分是由铁的氧化物、铜的氧化物和锰的氧化物组成的复合氧化物，其中分别以Fe₂O₃、CuO和MnO₂形式计算的以上三种氧化物的质量总和占催化剂总质量的1-10％，且质量比Fe₂O₃∶CuO∶MnO₂为1-4∶0.1-0.5∶0.1-0.5。

4.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中通过在沉淀池中进行沉淀来进行步骤e。

5.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中所述含氧气体选自氧气、空气或富氧空气。

6.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中所述碱性物质选自碱金属氢氧化物、碱土金属氢氧化物、碱金属氧化物、碱土金属氧化物、碱金属碳酸盐或碱土金属碳酸盐。

7.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中在步骤b中将亚铁盐和过氧化氢彼此独立地加入到废水中。

8.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中用焦化废水、其它含有机物的工业废水或生活废水代替所述煤气化废水，或者向所述煤气化废水中掺入焦化废水、其它含有机物的工业废水或生活废水。

9.如权利要求1所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中所述亚铁盐是硫酸亚铁。

10.如权利要求3所述的一种煤气化废水的深度处理方法，其中将步骤b中产生的废渣和/或步骤e中所除去的混凝物与失活的步骤f中的催化剂混合后煅烧，以使所述失活的步骤f中的催化剂得到再生。