环境科学  2015, Vol. 36 Issue (6): 2129-2137   PDF    
引用本文
冯欣欣, 杜尔登, 郭迎庆, 李华杰, 刘翔, 周方. UV/H2O2降解羟苯甲酮反应动力学及影响因素[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2129-2137.
FENG Xin-xin, DU Er-deng, GUO Ying-qing, LI Hua-jie, LIU Xiang, ZHOU Fang. Degradation of Organic Sunscreens 2-hydroxy-4-methoxybenzophenone by UV/H2O2 Process: Kinetics and Factors [J]. Environmental Science, 2015, 36(6): 2129-2137.
UV/H2O2降解羟苯甲酮反应动力学及影响因素
冯欣欣1, 杜尔登1 , 郭迎庆1, 李华杰1, 刘翔2, 周方2    
1. 常州大学环境与安全工程学院, 常州 213164;
2. 清华大学环境学院, 北京 100084
收稿日期: 2014-10-24; 修订日期: 2015-02-03.
基金项目： 国家自然科学基金项目(51308078);江苏省自然科学基金项目(BK20130252);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07301-001)
作者简介：冯欣欣(1989~),女,硕士研究生,主要研究方向为饮用水质安全保障技术,E-mail:fengxinxin0907@163.com
通讯联系人,杜尔登,E-mail:duerdeng@cczu.edu.cn
摘要：有机防晒剂随着日常使用不断进入环境中,成为一类新兴污染物. 考察了UV/H2O2工艺对典型有机防晒剂羟苯甲酮(BP-3)的水相光化学降解特征,并对BP-3降解反应的影响因素包括初始BP-3浓度、H2O2浓度、UV光强、共存阳离子和阴离子、叔丁醇和腐殖酸投加量等进行了研究. 结果表明,BP-3的降解速率常数随初始BP-3浓度升高而降低,随着H2O2浓度增大而增高,随着UV光强增强而增大; 阴离子会在一定程度上降低反应速率,阳离子中Fe3+会产生类芬顿反应,促进生成·OH,对降解反应有显著的促进作用,投加叔丁醇和腐殖酸皆会抑制降解反应进行. 采用每一对数减小级电能输入(EEo)指标对UV/H2O2工艺的电能利用效率进行了评价,Fe3+的加入显著减小了EEo. 研究不同因素对UV/H2O2工艺降解效果的影响,可对实际工程中采用UV/H2O2去除苯甲酮类有机防晒剂提供参考.
关键词： 羟苯甲酮     UV/H2O2     有机防晒剂     去除率     降解速率常数    
Degradation of Organic Sunscreens 2-hydroxy-4-methoxybenzophenone by UV/H2O2 Process: Kinetics and Factors
FENG Xin-xin1, DU Er-deng1 , GUO Ying-qing1, LI Hua-jie1, LIU Xiang2, ZHOU Fang2    
1. School of Environmental & Safety Engineering, Changzhou University, Changzhou 213164, China;
2. School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China
Abstract: Organic sunscreens continue to enter the environment through people's daily consumption, and become a kind of emerging contaminants. The photochemical degradation of benzophenone-3 (BP-3) in water by UV/H2O2 process was investigated. Several factors, including the initial BP-3 concentration, H2O2 concentration, UV light intensity, coexisting cations and anions, humic acid and tert-butyl alcohol, were also discussed. The results showed that BP-3 degradation rate constant decreased with increasing initial BP-3 concentration, while increased with increasing H2O2 dosage and UV intensity. Coexisting anions could reduce the degradation rate, while coexisting ferric ions could stimulate the production of·OH through Fenton-like reaction, further significantly accelerated BP-3 degradation process. The BP-3 degradation would be inhibited by humic acid or tert-butyl alcohol. The electrical energy per order (EEo) values were also calculated to evaluate the cost of BP-3 degradation by UV/H2O2 process. The addition of ferric ions significantly reduced the value of EEo. The investigation of processing parameter could provide a reference for the practical engineering applications of benzophenone compounds removal by UV/H2O2 process.
Key words: BP-3     UV/H2O2 process     organic sunscreens     removal rate     degradation rate constant    

有机防晒剂是指能够吸收长波紫外线UVA(320~400 nm)和中波紫外线UVB(280~320 nm)从而阻碍皮肤晒黑或晒斑的有机化合物[1,2]. 有机防晒剂已被用于个人护理用品中，包括护肤霜、 化妆品、 发胶、 身体乳液、 染发剂和洗发液等[3]. 许多有机防晒剂通过生活用水(洗澡等)直接进入水生环境，或直接通过不完全去除的污水进入水环境中[4]. 有机防晒剂对环境的影响备受关注，Zucchi等[5]研究表明，有机防晒剂会对鱼类的荷尔蒙活动产生潜在影响. Blüthgen等[4]研究表明，有机防晒剂奥克立林(octocrylene，OC)会影响鱼类大脑和肝脏发育过程中基因的转录和肝脏的代谢过程. 由于有机防晒剂的广泛使用对水生生态环境系统产生潜在的影响[1]，因此有机防晒剂的有效去除成为污染物研究的热点问题.

研究表明，模拟日光可部分去除水中对氨基苯甲酸(PABA)[6,7]、 对二甲氨基苯甲酸异辛酯(ODPABA)[8]、 丁基甲氧基二苯甲酰甲烷(BMDM)[7]、 5-甲基-2-(1-甲基乙基)环己醇-2-氨基苯甲酸酯(MA)[7]、 奥克立林(OC)[7]和2-苯基苯并咪唑-5-磺酸(PBSA)[9,10]，但去除效率不高. Gago-Ferrero等[11]研究发现，采用O3工艺可有效降解BP-3. Gackowska等[12]研究表明，采用H2 O2/UV和H2 O2/HCl/UV等高级氧化技术可有效降解4-甲氧基肉桂酸-2-乙基己酯(2-Ethyl-hexyl-4-methoxycinnamate,EHMC). 高级氧化技术(advanced oxidation processes，AOPs)在高温高压、 光辐照、 催化剂等条件下，产生具有强氧化能力的羟基自由基( ·OH)，将大分子难降解有机物氧化成低毒或无毒的小分子物质[13]. 在多种高级氧化技术中，UV/H2 O2因氧化能力强、 洁净环保等优势获得广泛研究与应用. 一般认为，UV/H2 O2的反应机制是：1分子的H2 O2在UV光照射下产生2分子的 ·OH，然后 ·OH与污染物发生氧化反应[14]. 因为UV/H2 O2的无毒性、 光化学稳定性和合理的成本，H2 O2为基础的光催化在水处理领域获得较为广泛的应用.

羟苯甲酮(2-Hydroxy-4-methoxybenzophenone，BP-3)是一种广谱紫外线吸收剂，广泛用于防晒膏、 乳液、 油等防晒化妆品中，具有内分泌干扰效应、 遗传毒性等多种负面生物效应[15]. 由于BP-3的广泛使用，已经从包括瑞士湖[16,17](125 ng ·L-1)、 西班牙河[18](52 ng ·L-1)、 中国河流沉积物[19](13 ng ·g-1，以dw计)等环境水体中检测出BP-3的存在，对BP-3的监测与控制已经成为一个亟待解决的问题. 研究表明，污水厂进水COD为297 mg ·L-1[20]，出水COD为35.8 mg ·L-1[20]，COD去除率为87.9%，而污水中BP-3浓度7.8 μg ·L-1[18]，出水BP-3浓度为6.5 μg ·L-1[18]，去除率仅为17%，现有污水生化处理工艺无法有效去除水中的痕量BP-3.

本研究使用UV/H2 O2工艺降解水中有机防晒剂BP-3，考察了初始BP-3浓度、 H2 O2浓度、 UV光强、 共存阳离子和阴离子、 叔丁醇和腐殖酸投加量等对BP-3降解速率常数的影响，并且采用每一对数减小级电能输入(EEo)指标对UV/H2 O2工艺的电能利用效率进行评价，以期为实际工程中采用UV/H2 O2工艺去除苯甲酮类有机防晒剂提供参考. 1 材料与方法 1.1 实验材料

BP-3(Aladdin，纯度99%)储备液浓度为40 mg ·L-1，用超纯水配备，使用时稀释到所需浓度. H2 O2(分析纯，质量浓度分数为30%)购自国药集团化学试剂有限公司. 溶液pH值用pH计(PHB-4，上海仪电)进行测定，并用0.1 mol ·L-1盐酸和0.1 mol ·L-1氢氧化钠溶液调整pH值. 流动相甲醇为HPLC级，实验所用其他药剂为分析纯. 1.2 实验装置

本实验的UV光反应器系统见图 1. 采用功率为30 W、 发光波长为254 nm的低压汞灯照射BP-3溶液，并采用磁力搅拌确保溶液均匀. 采用调整紫外灯和溶液表面的距离来改变辐射强度，使用紫外线仪(UV-B，北京师范大学光电仪器厂)进行紫外线强度监测.

图 1 UV光反应器系统 Fig. 1 UV photoreactor experiment system
1.3 实验方法和过程

UV光反应器中加入一定浓度BP-3溶液和H2 O2. 反应开始后每隔5 min取样，采用LC检测剩余BP-3浓度. 本实验分别进行不同H2 O2投加量、 不同BP-3初始浓度、 不同UV光强、 不同阴离子(Cl-、 SO42-、 NO3-、 HCO3-、 CO2-3)、 不同阳离子(Mn2+、 Ca2+、 Mg2+、 Fe3+)以及投加叔丁醇、 腐殖酸的对照实验，考察对UV/H2 O2工艺去除水中BP-3降解效果的影响. 1.4 BP-3浓度检测

BP-3浓度采用液相色谱仪(LC100，上海伍丰)测定，色谱柱为LK-C18色谱柱(150 mm×4.6 mm)，流动相为甲醇和超纯水，两者的体积比为100 ∶20，泵流量1.0 mL ·min-1，柱温40℃，分析时间3.9 min，紫外检测波长230 nm. 2 结果与分析 2.1 单一UV、 H2 O2和UV/H2 O2工艺降解BP-3

实验比较了采用单一UV光解，单一H2 O2氧化和UV/H2 O2工艺分别去除BP-3的效果. 实验条件为：H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2，见图 2.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 2 UV、 H2 O2和UV/H2 O2对降解BP-3的影响 Fig. 2 Effects of UV,H2 O2 and UV/H2 O2 on the BP-3 removal

从图 2可以看出单一H2 O2氧化BP-3时，浓度基本保持不变. 这表明H2 O2不能打破BP-3分子结构中的化学键. 单一UV降解30 min后，BP-3去除率仅为10.0%. 这说明紫外线直接光解不能有效降解BP-3. 但是，UV/H2 O2工艺降解30 min后，BP-3去除率达到74.0%，去除效果良好. UV/H2 O2工艺主要由紫外光和H2 O2激发的 ·OH攻击来降解BP-3，反应过程[13]见式(1)、 (2)、 (3).

使用一级反应动力学公式来拟合实验数据，R2为0.9904，因此BP-3的降解符合拟一级反应动力学，见式(4).

式中，c[BP-3]0为BP-3初始质量浓度，c[BP-3]t为t时刻BP-3浓度，Kapp为一级反应动力学常数，t为反应时间. 在H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2条件下，BP-3的降解速率常数Kapp为0.0453 min-1. 2.2 H2 O2投加量对BP-3光降解的影响

考察在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，光强264 μW ·cm-2的情况下，不同H2 O2投加量(0.15、 0.1、 0.05、 0.025和0.015 mmol ·L-1)对降解效率的影响，结果见图 3.

光强264 μW ·cm-2，[BP-3]0 10 mg ·L-1图 3 在UV/H2 O2条件下H2 O2浓度对降解BP-3的影响 Fig. 3 Effects of H2 O2 addition dosage on the BP-3 degradation

从图 3可以看出当H2 O2浓度从0.015 mmol ·L-1增加至0.15 mmol ·L-1时，降解30 min后BP-3去除率从26.5%增加至95.7%，而BP-3降解速率常数从0.0107 min-1增加至0.1064 min-1. 这说明BP-3的去除率和降解速率常数皆会随着H2 O2浓度增加而增加，H2 O2的添加对BP-3降解反应有明显的促进作用. 这是由于在UV辐射下H2 O2会产生具有强氧化能力的 ·OH[21]. 投加的H2 O2越多，产生的 ·OH越多，从而反应速率就越高. 但是，有研究认为过量的H2 O2对 ·OH有捕获作用，生成的HO·2的氧化性比 ·OH弱[21]，这会导致BP-3降解速率常数降低，见式(5). 在本实验中未出现随着H2 O2浓度的增加，BP-3的降解速率常数下降的现象，这可能是由于H2 O2的投加量未过量，在实际工艺中，H2 O2的最佳投加量应根据实际工艺条件进行实验并确定.

2.3 BP-3初始质量浓度对BP-3光降解的影响

研究在UV光强264 μW ·cm-2，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，反应时间30 min的条件，不同BP-3初始质量浓度(5、 10、 15和20 mg ·L-1)对UV/H2 O2降解BP-3的影响，结果见图 4.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 4 BP-3初始质量浓度对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 4 Effects of initial BP-3 concentration on the BP-3 degradation

从图 4可以看出BP-3初始质量浓度为5、 10、 15、 20 mg ·L-1时，30 min后BP-3去除率分别为94.7%、 74.0%、 62.9%、 45.4%. 随着初始质量浓度增加，BP-3去除率逐渐减小，降解速率常数逐渐减小. 当初始质量浓度从5 mg ·L-1增加至20 mg ·L-1时，BP-3降解速率常数从0.1006 min-1减小至0.0209 min-1. 并且反应速率常数Kapp与BP-3初始质量浓度c0存在一定的指数关系，见式(6).

2.4 光强对BP-3光降解的影响

实验考察了在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，反应时间30 min的条件下，不同光强(80、 150、 264、 428 μW ·cm-2)对UV/H2 O2工艺降解BP-3的影响，结果见图 5.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，[BP-3]0 10 mg ·L-1图 5 光强对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 5 Effects of UV light intensity on the BP-3 degradation

从图 5可以看出不同光强条件下，30 min后BP-3的降解率分别为39.9%、 57.3%、 74.0%、 91.8%. 随着光强强度增加，BP-3去除率逐渐增加，降解速率常数逐渐增加. 当光照强度从80 μW ·cm-2增加至428 μW ·cm-2时，BP-3降解速率常数从0.0169 min-1提高至0.0837 min-1，这说明UV光照对降解反应有明显的促进作用，并且反应速率常数Kapp与光强I存在良好的线性关系，见式(7).

在UV降解体系中，UV光强是改变光激发活性的重要因子，光强增加会使降解反应体系的光量子数增多[22]，进而增加产生 ·OH，提高反应速率. 2.5 共存阴离子对BP-3光降解的影响

实验研究了在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2条件下，溶液中共存的阴离子(Cl-、 NO3-、 SO42-、 HCO3-、 CO2-3)对UV/H2 O2降解BP-3的影响，结果见图 6和表 1.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，[BP-3]0 10 mg ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 6 水中阴离子对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 6 Effects of coexisting anions on the BP-3 degradation

表 1 不同阴离子条件下UV/H2 O2降解BP-3的拟一级动力学模型拟合参数 Table 1 Degradation parameters of the pseudo first order kinetics in presence of different anions

从图 6可以看出BP-3溶液中加入不同阴离子(Cl-、 NO3-、 SO42-、 HCO3-、 CO2-3)30 min内BP-3的去除率分别为55.9%、 58.3%、 58.3%、 51.2%和56.4%，而未加阴离子时，BP-3去除率为74.0%. 使用一级反应动力学公式来拟合BP-3溶液投加不同阴离子的降解过程，见表 1. 从中可以看出溶液中加入不同阴离子(Cl-、 NO3-、 SO42-、 HCO3-、 CO2-3)时的BP-3降解速率常数皆小于未加阴离子时的降解速率常数. 这说明5种阴离子对降解反应皆有一定的抑制作用. HCO3-和CO2-3皆为 ·OH清除剂，HCO3-与 ·OH会反应生成CO2-3，CO2-3也会消耗H2 O2，反应过程[21]见式(8)、(9)、(10)、 (11)，因而使得UV/H2 O2工艺的降解速率常数降低. NO3-在紫外光照射下，可产生 ·OH，但它在紫外光区会有较强的吸收作用，阻碍紫外光有效通过溶液，从而使得UV/H2 O2产生 ·OH的效率降低，通常NO3-产生 ·OH的作用没有它的吸收作用强，因此NO3-会抑制降解反应进行[23]. 水中SO42-和Cl-对降解反应的影响较为复杂. 在UV辐照下，SO42-和Cl-在一定浓度范围内可提高反应速率，超过特定范围，会抑制反应速率[21]. 本实验中，0.1 mmol ·L-1的SO42-和Cl-对降解反应有一定的抑制作用.

2.6 共存阳离子对BP-3光降解的影响

实验研究了在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2条件下，溶液中共存阳离子(Mn2+、 Ca2+、 Mg2+、 Fe3+)对UV/H2 O2降解BP-3的影响，结果见图 7和表 2.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，[BP-3]0 10 mg ·L-1， UV光强264 μW ·cm-20 10 mg ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 7 不同阳离子对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 7 Effects of coexisting cations on the BP-3 degradation

表 2 不同阳离子条件下UV/H2 O2降解BP-3的拟一级动力学模型拟合参数 Table 2 Degradation parameters of the pseudo first order kinetics in presence of different cations

从图 7可以看出BP-3溶液中加入不同阳离子(Mn2+、 Ca2+、 Mg2+、 Fe3+)，30 min内BP-3的去除率分别为67.9%、 69.4%、 70.0%、 99.5%，而未加阳离子时，BP-3的去除率为74.0%. 使用一级反应动力学公式来拟合BP-3溶液投加不同阳离子的降解过程，见表 2. 从中可以看出溶液中加入Mn2+、 Ca2+、 Mg2+时，BP-3降解速率常数略小于未加阴离子时的降解速率常数，而加入Fe3+后，BP-3降解速率常数远大于未加阴离子时的降解速率常数. 这说明投加Mn2+、 Ca2+、 Mg2+离子对UV/H2 O2降解BP-3有微弱抑制作用，而Fe3+则能大大促进BP-3的降解速率常数. 这可能是因为在H2 O2体系中，Fe3+会产生类芬顿反应，与此同时，在UV辐照下，类芬顿反应的氧化能力会提高，促进生成 ·OH[21]，反应过程[24]见式(12)和式(13)，从而BP-3的去除率和降解速率常数都得到提高.

2.7 叔丁醇对BP-3光降解的影响

叔丁醇是典型羟基自由基抑制剂[25]，通过投加叔丁醇可从反面考察UV/H2 O2降解BP-3反应的主要机制是否为自由基反应. 实验研究了在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2条件下，不同叔丁醇投加量(0、 0.5、 0.75、 1.0、 2.0 mmol ·L-1)对UV/H2 O2降解BP-3的影响，结果见图 8.

[H2 O2]0 0.05 mmol ·L-1，[BP-3]0 10 mg ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 8 投加叔丁醇对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 8 Effects of tert-butyl alcohol addition dosage on the BP-3 degradation

从图 8可以看出当叔丁醇投加量为0.5、 0.75、 1.0、 2.0 mmol ·L-1时，BP-3的去除率分别为59.9%、 44.3%、 26.2%、 25.2%. 而未加叔丁醇时，BP-3的去除率为74.0%. 这说明随着叔丁醇投加量增加，BP-3的去除率逐渐减小，降解速率常数逐渐减小. 当叔丁醇投加量从0.5 mmol ·L-1减少至2.0 mmol ·L-1时，BP-3的降解速率常数从0.0474 min-1减小至0.0103 min-1. 这说明叔丁醇的投加对BP-3降解反应有明显的抑制作用. 这可能是因为叔丁醇是一种 ·OH抑制剂，对 ·OH有很强的捕捉和抑制作用[26]，在高级氧化过程中，叔丁醇与 ·OH反应生成具有惰性和高度选择性的中间物质，阻碍 ·OH与BP-3进行反应，导致BP-3的降解反应速率大幅下降[27]. 2.8 腐殖酸对BP-3光降解的影响

实验考察了在BP-3初始质量浓度10 mg ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1条件下，不同腐殖酸投加量(0、 2、 4、 8 mg ·L-1)对UV/H2 O2降解BP-3的影响，结果见图 9.

从图 9可以看出当腐殖酸投加量为0、 2、 4、 8 mg ·L-1时，BP-3的去除率为74.0%、 58.1%、 56.4%、 50.6%. 随着腐殖酸投加量的增加，BP-3的去除率逐渐减小，降解速率常数逐渐减小. 当腐殖酸投加量从0 mg ·L-1增加至8 mg ·L-1时，BP-3的降解速率常数从0.0474 min-1减少至0.0236 min-1. 这说明腐殖酸的添加对BP-3降解反应有显著的抑制作用. 这可能是因为投加腐殖酸使得反应体系色度增加，其捕获 ·OH的能力比BP-3强，进而降低光降解速率常数[28,29].

[H2/sub> O2]0 0.05 mmol ·L-1，[BP-3]0 10 mg ·L-1，UV光强264 μW ·cm-2图 9 投加腐殖酸对UV/H2 O2降解BP-3的影响 Fig. 9 Effects of humic acid addition dosage on the BP-3 degradation
3 电能效率

UV/H2 O2降解BP-3过程中会消耗大量电能，影响处理成本. 针对消耗电能的高级氧化技术(AOPs)，国际纯粹与应用化学联合会(IUPAC)提出了电能效率评价指标来评价水处理过程中低浓度有机污染物的电能效率，即每一对数减小级电能输入 EEo(kW ·h ·m-3)，也就是，在1 m3被污染的水中，有机物浓度减少一个对数级浓度时所消耗的电能[30]，计算过程[30]见式(14)~(16)，UV/H2 O2降解BP-3过程的EEo值见表 3.

式中,P为紫外灯输出功率，kW； t为反应时间，min； V为反应溶液体积，L； K为反应速率常数； c0为初始浓度，mg ·L-1； ct为反应t时刻的浓度，mg ·L-1.
表 3 各条件下UV/H2 O2降解水中BP-3的值 Table 3 Electrical energy per order for the degradation of BP-3 by UV/H2 O2 under different factors

由表 3可以看出，在纯反应体系条件(BP-3初始浓度10 mg ·L-1，H2 O2浓度0.05 mmol ·L-1，光强264 μW ·cm-2)下，EEo为3165 kW ·h ·m-3. 当BP-3初始质量浓度从5 mg ·L-1增加至20 mg ·L-1时，EEo从1491 kW ·h ·m-3提高至7177 kW ·h ·m-3； 当H2 O2投加量从0.015 mmol ·L-1增加至0.15 mmol ·L-1时，EEo从14019 kW ·h ·m-3减少至1410 kW ·h ·m-3； 当光强强度从80 μW ·cm-2增加至428 μW ·cm-2时，EEo从8876 kW ·h ·m-3减少至1792 kW ·h ·m-3； 阴离子皆会稍微增大EEo值； 阳离子中，Mn2+、 Ca2+和Mg2+会使得EEO值有轻微增大，而Fe3+对EEo有显著减小作用，可达到92 kW ·h ·m-3. 腐殖酸和叔丁醇的投加明显增加了降解反应的能耗.

4 结论

(1)BP-3的UV/H2 O2降解反应符合拟一级反应动力学模型. 在纯反应体系条件下，BP-3去除率达到74.0％，降解速率常数达到0.0453 min-1，EEo达到3165 kW ·h ·m-3.

(2)通过增大H2 O2浓度和UV光强，可以提高BP-3去除率和降解速率常数，减小EEo值. 增大初始浓度，会降低BP-3去除率和降解速率常数，增大EEo值.

(3)阴离子抑制反应进行，但会增大EEo值； 阳离子中，Mn2+、 Ca2+、 Mg2+会抑制降解反应，增大EEo值，而加入Fe3+，去除率可达到99.0%，EEo值减小至92 kW ·h ·m-3. 投加叔丁醇或腐殖酸都会抑制降解反应，增大EEo值.

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