随着经济和工业的迅猛发展，由于人类没有注重环境的保护，导致环境污染越来越严重. 氯酚类有机物广泛应用于农药、 造纸等工业领域中^{[1, 2]}，导致含氯酚类有机废水的大量排放，其具有“三致”性^{[3, 4, 5]}，对环境具有很大的危害. 研究发现，处理氯酚类有机废水的传统方法(如物理法、 生物法、 化学法)效率不高^{[6, 7]}. 而近年来，许多研究者深入研究了电化学氧化技术，并取得很好处理效果^{[8, 9, 10]}. 电化学氧化技术具有处理效率高、 操作简单等特点^{[11, 12]}，但是在处理氯酚类有机物方面，难以实现彻底脱氯去毒^{[13, 14]}. 另一方面，电化学还原技术能够有效降低氯代有机废水的毒性，生成低毒甚至无毒的产物^{[15, 16, 17, 18, 19]}，但无法进一步降解后续产物.

研究表明电化学降解氯酚过程中可能会生成一些比母体毒性更强的中间产物^{[20, 21]}，导致废水的毒性升高，不利于后续生物处理. 因此，电化学工艺作为预处理工艺时，分析降解过程中废水的毒性变化趋势具有重要的意义. 毒性测定方法主要有传统理化分析法和生物测试法^{[22, 23]}，传统理化分析法不能够对毒性进行综合评估，生物测试法中鱼类、 藻类以及水蚤毒性试验都容易受到生物新陈代谢的影响^{[24, 25]}. 发光细菌法是一种能够快速而灵敏地监测和评价废水毒性的方法^[26]，但是在实际降解过程中直接进行毒性的测定，可能会存在很多因素影响测定结果，比如降解过程中中间产物的浓度是非线性的. 本研究通过测定中间产物的浓度和单独毒性计算理论毒性值，可为评价和分析电化学还原-氧化工艺降解氯酚类有机废水过程中的毒性变化提供理论依据.

针对以上问题，本研究选用 阴极为Pd-Fe/石墨烯，阳极为Ti/IrO₂/RuO₂的电化学还原-氧化工艺装置(三电极体系和两电极体系)，利用阴极还原脱氯和阴阳极同时氧化的作用降解 4-氯酚(模型污染物)，分析降解过程中理论毒性和实际毒性的变化规律，并对比不同体系的毒性和降解率，由此筛选出对于处理氯酚类有机废水实际应用较优的电化学工艺装置.

以改进的Hummer法制备的氧化石墨为载体，异丙醇作还原剂，磷钨酸为光催化剂，在紫外光(300 W)照射3 h下制得载Pd和Fe含量分别为0.5%、 0.5%的Pd-Fe/石墨烯催化剂，催化剂金属粒子在载体上负载均匀，粒径为 6.6 nm，再采用 冷压法制备Pd-Fe/石墨烯多功能催化阴极^[14].

实验装置为阴极为Pd-Fe/石墨烯、 阳极为Ti/IrO₂/RuO₂的 三电极体系和两电极体系的电解装置^[27]. 使用涤纶 729滤布将阴极室和阳极室隔开，极间距为 2 cm，总有效体积为 150 mL. 阴阳电极的有效面积为 17.2 cm². 以 4-氯酚(100 mg ·L^-1)的模拟废水作为电解对象，初始pH值为7，电解质 Na₂SO₄的浓度为0.03 mol ·L^-1，电流密度为 25 mA ·cm^-2，反应时间为 120 min，电解过程中，前 60 min向阴极室通入 H₂，后 60 min通空气，通气速率为 310 mL ·min^-1.

利用高效液相色谱(Waters2695HPLC,美国 Waters公司)测定降解过程中的 4-氯酚及大分子中间产物. 测定条件： 分离柱为ODS-SP C18柱，紫外工作波长 245 nm和 280 nm，进样体积 20 μL，流速为 1.0 mL ·min^-1，柱温 35℃，洗脱液通过 0.22 μm PVPF膜过滤后超声脱气，流动相为体积比为 4 ∶1的甲醇与水.

利用离子色谱(IC-3000，戴安公司)测定降解过程中的有机酸，测试条件：分离柱为 AS11-HC阴离子柱. 流动相为水和250 mmol ·L^-1 NaOH，流速为 1.2 mL ·min^-1，进样体积 30 μL，柱温为 35℃，在 0~41 min 流动相为 0.5%NaOH和 99.5%的水，41~42 min流动相中 NaOH体积为 12%，42~50 min流动相中 NaOH体积降低 为0.5%.

利用TOC分析仪(TOC5000，岛津公司)测定降解过程中的总有机碳，设定气体流速130 mL ·min^-1、 气压200 Pa.

毒性测定采用发光细菌法，测定仪器为DXY-3型生物毒性测定仪，所用细菌为明亮发光杆菌T₃小种冻干粉，均购自中国科学院南京土壤研究所. 细菌的复苏和预实验参照文献^[28]. 根据预实验选定浓度范围，选6~8个点，设定平行样和空白对照^[29]，测定相对发光度，然后绘制曲线，再根据拟合方程计算得到EC₅₀值. 应用SPSS Statistics 17.0软件对理论毒性数据与降解模拟废水毒性数据进行相关性分析.

理论计算毒性值的评价方法：通过对4-氯酚及其中间产物毒性的测定，得到了它们的EC₅₀值. f为毒性因素，其中f=1/EC₅₀. 综合毒性因素f_mix定义如公式(1)[30]：

实际降解过程毒性的评价方法：用 EC₅₀(%)表示，由于测定样品为模拟废水，测定过程中将水样进行稀释，所以 EC₅₀值以样品的稀释浓度表示，一般用百分浓度.

电化学降解4-氯酚过程中，在阳极室检测产生苯醌、 苯酚、 对苯二酚、 甲酸、 乙酸、 丁二酸和反丁烯二酸等有机中间产物，在阴极室产生苯酚、 甲酸、 乙酸、 丁二酸和反丁烯二酸等有机中间产物. 两种体系降解4-氯酚过程中，将阴阳极室中4-氯酚和测得的中间产物的碳总量浓度比值与TOC比值进行比较，如果 4-氯酚及中间产物的碳总量浓度比值与 TOC的比值接近,则表明降解过程中的中间产物基本已经被检测出. 实验结果表明，三电极体系阳极室碳总量浓度比值达到TOC的90%，阴极室达到TOC的85%； 两电极降解4-氯酚过程中，阳极室碳总量浓度比值与TOC的比值为90%，阴极室比值为80%，说明已检测出两种体系降解4-氯酚过程中大部分的中间产物. 三电极体系降解 4-氯酚过程中中间产物的浓度随反应时间变化结果如图 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 三电极体系降解4-氯酚中间产物的浓度随反应时间变化 Fig. 1 Variation of intermediates concentration of 4-chlorophenol in the three-electrode system with reaction time

由图 1(a)~1(b)可以看出，阳极室内产生苯酚、 苯醌和对苯二酚，其浓度先升高后降低，这是由于Ti/IrO₂/RuO₂阳极催化产生的强氧化物质HO ·与Cl发生的取代反应生成对苯二酚，对苯二酚又转化为苯醌，苯醌继而在强氧化作用下开环生成小分子酸. 对于阴极室，由于前60 min通入H₂发生电催化加氢脱氯作用，4-氯酚被还原脱氯生成苯酚，苯酚的浓度不断增加. 后60 min，苯酚浓度不断降低，因为通入O₂在Pd-Fe/石墨烯催化阴极发生还原反应生成H₂O₂，H₂O₂在碱性条件下进一步分解为强氧化物HO ·和O^2- · ，苯酚在强氧化剂的作用下被迅速氧化降解为有机酸^[31]. 反应达120 min时，阳极室、 阴极室1和阴极室2的4-氯酚转化率分别为94.0%、 95.9%、 95.4%，表明Ti/IrO₂/RuO₂阳极和Pd-Fe/石墨烯催化阴极均发挥了极强的降解作用.

由图 1(c)~1(e)可以看出，阴极室和阳极室中均出现甲酸、 乙酸、 丁二酸和反丁烯二酸. 在阳极室内，前60 min丁二酸浓度增大速度较快，降解至60 min时其浓度达到18.0 mg ·L^-1. 这是因为4-氯酚在降解过程中先被降解为大分子有机酸，再被降解为小分子有机酸，都需要氧化作用的降解，导致小分子有机酸的生成速率大于降解速率. 随着反应的进行(后60 min)，大分子有机酸被不断降解使得小分子有机酸的生成速率小于降解速率. 在阴极室内，甲酸、 乙酸、 丁二酸和反丁烯二酸的浓度都保持在一个稳定的范围内，这是由于在通入H₂的条件下(前60 min)主要发生还原反应，而氧化作用较弱导致小分子有机酸的浓度变化不明显； 在通入空气的条件下(后60 min)，大分子有机酸在HO ·和O^2- · 的强氧化作用下转化为小分子有机酸，并进一步转化为CO₂和H₂O[31].

两电极体系降解 4-氯酚过程中中间产物的浓度随反应时间变化结果如图 2所示.

图 2

Fig. 2

图 2 两电极体系降解4-氯酚中间产物的浓度随反应时间变化 Fig. 2 Variation of intermediates concentration of 4-chlorophenol in the two-electrode system with reaction time

由图 2可以看出，两电极体系降解过程中产生的中间产物及其降解趋势与三电极体系(图 1)的相同. 降解至120 min时，阳极室和阴极室的4-氯酚转化率分别为90.9%和91.0%.

为分析4-氯酚及其降解中间产物的毒性大小，分别测定了4-氯酚、 甲酸、 乙酸、 丁二酸、 反丁烯二酸的毒性值(苯酚、 对苯二酚、 苯醌的EC₅₀参见文献^[30])，实验结果如表 1所示，根据线性方程得到4-氯酚及其中间产物的EC₅₀值.

表 1 (Table 1)

表 1 4-氯酚及其中间产物的线性方程和毒性值 Table 1 Linear equation and toxicity of 4-chlorphenol and the intermediates 化合物 线性回归方程 R2 EC50/mg ·L-1 文献 4-氯酚 y=-78.88x+81.13 0.9383 0.39 本研究 甲酸 y=-0.23x+78.38 0.9624 123 本研究 乙酸 y=-2.20x+98.49 0.9640 22000 本研究 丁二酸 y=-0.10x+83.15 0.9805 331 本研究 反丁烯二酸 y=-22.16x+90.75 0.9600 1800 本研究 苯醌 — — 0.01 [30] 对苯二酚 — — 0.50 [30] 苯酚 — — 2.67 [30]

表 1 4-氯酚及其中间产物的线性方程和毒性值 Table 1 Linear equation and toxicity of 4-chlorphenol and the intermediates

由表 1可知，4-氯酚及其中间产物对T₃杆菌的相对发光度与浓度有较好的线性关系. 大分子有机物毒性的大小为苯醌>4-氯酚>对苯二酚>苯酚，这是由于芳香烃类有机物的毒性大小与取代基的类型和位置有关，其中相应取代基毒性贡献顺序为：—Cl>—OH[32]. 对于两个取代基的化合物，其毒性比相应单取代基化合物的毒性大，且对位取代基比其它位置的取代基毒性大^{[33, 34]}. 所以中间产物中苯醌的毒性最大，小分子酸的毒性比芳香类大分子有机物的毒性小.

两电极体系和三电极体系下阴极室和阳极室 f_mix随时间变化的曲线如图 3所示.

图 3

Fig. 3

图 3 降解过程中fmix随反应时间变化曲线 Fig. 3 Actual toxicity of anode and cathode compartment in the degradation process of the two-electrode system

由图 3(a)可以看出阴极室内毒性大体呈减小的趋势，由于 4-氯酚在 Pd-Fe/石墨烯催化阴极还原作用 下脱氯生成苯酚,继而苯酚在阴极室生成 HO ·和O^2- ·的强氧化性作用下被氧化降解，因此阴极室内产生的中间产物主要为毒性较小的苯酚和小分子酸，而 毒性较大的对苯二酚和苯醌在阴极室没有发生积累^[10]. 降解至120 min时，三电极体系下两个阴极室f_mix均 为0.6 L ·mg^-1，两电极体系下阴极室 f_mix为0.7 L ·mg^-1.

由图 3(b)可以看出阳极室内毒性先增大后减小. 反应40 min时阳极室内废水毒性达到最大值，三电极体系下f_mix值为 24.2 L ·mg^-1，两电极体系下 f_mix值为 24.7 L ·mg^-1，这是由于在降解的过程中阳极室产生毒性比4-氯酚更大的中间产物苯醌，而随着降解的进行，苯醌开环生成有机酸，然后生成CO₂和H₂O，导致毒性逐渐减小. 降解至120 min时，三电极体系下阳极室f_mix为1.7 L ·mg^-1，两电极体系下阳极室 f_mix为2.0 L ·mg^-1. 在整个电解过程中，两电极体系的阳极室和阴极室的f_mix均比三电极体系的大，说明两电极体系内的毒性比三电极体系的大，由此提出三电极体系优于两电极体系.

三电极体系模拟废水实际降解4-氯酚过程中阳极室的实际毒性测定结果如表 2所示.

表 2 (Table 2)

表 2 三电极体系降解过程中阳极室的实际毒性 Table 2 Actual toxicity of anode compartment in the degradation process of the three-electrode system 时间/min 线性回归方程 R2 EC50/% 20 y=-0.26x+51.48 0.884 7 5.7 40 y=-0.26x+50.90 0.951 3 3.5 60 y=-0.25x+51.02 0.945 2 4.0 80 y=-0.26x+51.13 0.881 2 4.4 100 y=-0.27x+51.72 0.912 1 6.3 120 y=-0.58x+89.35 0.983 6 67.8

表 2 三电极体系降解过程中阳极室的实际毒性 Table 2 Actual toxicity of anode compartment in the degradation process of the three-electrode system

由表 2可以看出阳极室内实际毒性先增加后降低. 反应至40 min时，阳极室内EC₅₀值从5.7%降低至3.5%，但反应从40~120 min，EC₅₀值从3.5%升高至67.8%，水样的最终毒性低于初始毒性. 这是由于在降解过程中阳极室产生了比4-氯酚毒性更大的苯醌导致废水的毒性升高，随着苯醌等中间产物逐渐被降解为小分子酸，废水毒性降低.

三电极体系模拟废水实际降解4-氯酚过程中阴极室的实际毒性测定结果如表 3所示.

表 3 (Table 3)

表 3 三电极体系降解过程中阴极室的实际毒性 Table 3 Actual toxicity of cathode compartment in the degradation process of the three-electrode system 时间/min 阴极室1 阴极室2 线性回归方程 R2 EC50/% 线性回归方程 R2 EC50/% 20 y=-0.35x+63.78 0.8193 39.4 y=-0.43x+71.40 0.9101 49.8 40 y=-0.55x+96.24 0.9852 84.1 y=-0.58x+90.31 0.9866 69.0 60 — — >100.0 — — >100.0 80 — — >100.0 — — >100.0 100 — — >100.0 — — >100.0 120 — — >100.0 — — >100.0

表 3 三电极体系降解过程中阴极室的实际毒性 Table 3 Actual toxicity of cathode compartment in the degradation process of the three-electrode system

由表 3可以看出阴极室降解过程中毒性大体呈下降的趋势. 前40 min时阴极室1的 EC₅₀值由39.4%升高至84.1%，阴极室2 的EC₅₀值从49.8%升高至69.0%. 反应60 min后，两个阴极室的EC₅₀均大于100.0%. 这是因为阴极产生的主要中间产物的毒性都比4-氯酚小，不会导致毒性增大.

模拟废水实际降解过程中，两电极体系阴阳极室的实际毒性测定结果如表 4所示.

表 4 (Table 4)

表 4 两电极体系降解过程中阳极室和阴极室的实际毒性 Table 4 Actual toxicity of anode and cathode compartment in the degradation process of the two-electrode system 时间/min 阳极室 阴极室 线性回归方程 R2 EC50/% 线性回归方程 R2 EC50/% 20 y=-0.25x+51.38 0.9279 5.5 y=-0.34x+62.66 0.8410 32.7 40 y=-0.26x+50.84 0.8978 3.3 y=-0.42x+71.36 0.9054 71.0 60 y=-0.26x+50.97 0.9138 3.7 — — >100.0 80 y=-0.25x+51.09 0.9235 4.4 — — >100.0 100 y=-0.24x+51.30 0.9686 5.1 — — >100.0 120 y=-0.58x+89.11 0.9871 67.4 — — >100.0

表 4 两电极体系降解过程中阳极室和阴极室的实际毒性 Table 4 Actual toxicity of anode and cathode compartment in the degradation process of the two-electrode system

由表 4可以看出，两电极体系下 阳极室内实际毒性同样是先增加后降低. 反应由 20~40 min时,阳极室EC₅₀值从 5.5%降低至 3.3%，毒性增加. 再随着反应的进行,阳极室EC₅₀值从 3.3%升高至 67.4%，毒性逐渐降低. 阴极室内实际毒性大体呈下降的趋势. 降解至20 min和 40 min时，阴极室的 EC₅₀值分别为 32.7%和 71.0%，反应 60 min后，EC₅₀值一直大于 100.0%.

根据SPSS Statistics 17.0软件分别对两种体系理论毒性值和实际毒性值进行相关性分析，结果表明：两种体系在P=0.01水平下，理论毒性值和实际毒性值相关性系数均为1，显著相关. 说明本研究对理论毒性和实际毒性的测定结果真实可靠，两种毒性的测定方法均具有可行性. 同时也表明，电化学还原-氧化工艺降解 4-氯酚的中间产物已基本检测出，且降解途径的分析过程是合理的. 因此，在电化学还原-氧化工艺降解 氯酚类有机废水的过程中进行毒性测定及分析，对优化反应工艺、 筛选反应装置具有重要的意义.

(1)通过对电化学还原-氧化工艺降解4-氯酚的毒性分析得到，阳极室和阴极室的理论毒性、 实际毒性变化趋势相似. 阳极室的理论毒性和实际毒性均先升高后降低，因为阳极室产生的中间产物含有高毒性的苯醌. 阴极室的理论毒性和实际毒性均大体呈下降趋势，由于阴极室降解过程中主要产生毒性较小的苯酚和有机酸，不会导致毒性增加.

(2)反应 120 min时，三电极体系阳极室的实际毒性EC₅₀值为67.4%，两电极体系阳极室的实际毒性EC₅₀值为67.8%. 三电极体系阳极室的理论毒性f_mix值为 1.7 L ·mg^-1，阴极室1和阴极室2均为0.6 L ·mg^-1. 两电极体系阳极室和阴极室的理论毒性f_mix值为 2.0 L ·mg^-1和0.7 L ·mg^-1. 通过对比可以看出，反应结束后三电极体系降解废水的毒性比两电极体系小. 并且三电极体系下4-氯酚的降解率达到95.0%左右，高于两电极体系(91.0%左右)，因此三电极体系优于两电极体系.

(3)根据相关性分析得到实际毒性接近于理论计算毒性值，说明理论毒性和实际毒性的测定结果真实可靠，两种毒性的测定方法均具有可行性.