2018, Vol. 39
2. 南昌大学资源环境与化工学院, 南昌 330031;
3. 南昌市环境监测站, 南昌 330038
2. School of Resources, Environmental & Chemical Engineering, Nanchang University, Nanchang 330031, China;
3. Nanchang Environmental Monitoring Station, Nanchang 330038, China
随着工业技术的发展, 水污染问题日益严重.染料废水由于色度高、毒性大、难降解、水量大, 是最难处理的工业废水之一.其传统的处理方法主要有物化法(吸附、絮凝、沉降等)、生化法、化学法等, 但是这些方法易受到外部因素变化的影响, 处理效果不佳[1~4]. UV-Fenton技术具有对有机污染物氧化速度快、矿化彻底等优点, 被广泛应用于染料废水处理技术的开发研究[2~7].近年来, 以铁氧化合物为催化活性组分的多相UV-Fenton技术, 克服了传统均相技术催化剂用量大、催化剂难以回收利用等问题, 成为近年来国内外研究的热点[4~7].
多相UV-Fenton技术开发的核心关键是催化剂的制备, 而后者最主要的部分是活性组分的选择.目前将不同类型铁氧化合物作为催化活性组分的多相UV-Fenton研究已有报道[5, 7~12]. Liu等[8]成功将α-Fe2O3负载在石墨烯上, 在催化剂用量为0.25 g·L-1, 过氧化氢浓度为2.75 mmol·L-1的条件下, 对40 mg·L-1的MB进行降解实验, 40 min降解率高达99%;许俊鸽等[9]采用油浴回流法合成三维花状α-FeOOH, 在模拟可见光下与过氧化氢构成多相光助-芬顿体系, 其对初始浓度为30 mg·L-1的双氯芬酸钠90 min降解率超过99%;邓景衡等[10]制备了碳纳米管负载的纳米Fe3O4, 在pH值为3.5、过氧化氢浓度为10 mmol·L-1、催化剂用量为500 mg·L-1的条件下, 30 min可以使0.2 mmol·L-1的亚甲基蓝获得99.1%的降解率.有研究表明, 以α-FeOOH为活性组分的多相UV-Fenton催化剂, 对反应体系的pH值敏感程度较低, 且对过氧化氢催化活性高, 成为近年的研究热点[7, 11~13].
需要指出的是, 铁氧化合物表面固相Fe2+/Fe3+循环普遍较为低效, 限制了多相UV-Fenton技术的进一步开发应用[13, 14].多相UV-Fenton体系采用固体催化剂, 虽然解决了均相体系催化剂铁离子难以回收、易产生二次污染的问题, 但却是以牺牲体系催化效率为代价.多相UV-Fenton体系催化效率普遍不高, 迫切需要开发其催化的增效方法.本课题组在前期研究中发现, 有机羧酸根可以通过与铁离子的络合, 促进铁离子从多相催化剂上溶出, 从而增加体系中均相UV-Fenton反应的比例, 进而提高整个反应体系的催化降解能力; 反应结束后, 铁离子随有机羧酸根的降解, 会被催化剂重新吸附回表面, 避免了活性组分的流失和铁离子的二次污染, 并且催化剂可以循环使用[15].
在α-FeOOH为催化剂的多相UV-Fenton体系中, 利用有机羧酸根与铁离子的络合作用有望促进催化剂表面铁离子的溶出, 进而增加整个体系催化过程中均相反应的比例, 最终达到提高催化效率的目的.基于此, 本文实验采用自制的α-FeOOH作为催化剂, 以金橙Ⅱ为目标污染物, 对比了5种不同有机羧酸根对其催化能力的增效实验, 并对最强增效试剂草酸根的增效机制和增效稳定性进行了探讨, 以期为多相UV-Fenton技术的调控机制提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验仪器D8 ADVANCE型X射线衍射仪(德国BRUKER); EL Ⅲ型元素分析仪(德国Elementar); Nicolet5700型智能型傅立叶变换红外光谱仪(美国热电尼高力公司); JSM-6701F场反射扫描电子显微镜(日本电子公司); JW-BK132F型比表面及空隙度测试仪(中国北京精微高博); Optima 2100 DV型ICP发射光谱仪(美国Perkin Elmer); UV-2300紫外分光光度计(中国上海天美科学仪器); multi N/C 2100型总有机碳分析仪(德国耶拿分析仪器股份有限公司); QE 65Pro型光谱仪(美国Ocean Optics).
1.2 主要试剂实验所用试剂除金橙Ⅱ外均为分析纯.金橙Ⅱ购于aladdin; 氯化铁、盐酸、30%H2O2购于西陇化工有限公司; 实验中其它试剂均购于国药集团.
1.3 样品制备α-FeOOH采用如下方法制备[16, 17]：称取FeCl3·6H2O 80 g溶于2 L水, 向其逐滴滴加2.5 mol·L-1的NaOH溶液至pH值为12, 滴加过程中采用增力电动搅拌器持续搅拌.之后将溶液放入70℃恒温水浴中陈化一周, 陈化过程不断搅拌.一周后取出, 用去离子水洗至中性, 放至烘箱60℃烘干.研磨过200目筛, 避光储存备用.
1.4 样品分析表征样品的结晶度使用X射线衍射仪(XRD)进行分析; 样品化学键的变化用傅里叶红外光谱仪(FT-IR)进行分析; 样品的形貌用场发射扫描电镜(SEM)观察; 样品的比表面积采用比表面及空隙度测试仪测定; 样品中元素含量用元素分析仪(EDS)测定.
1.5 实验方法实验在自制的光化学反应器中进行反应[18], 通过恒温水浴控制反应温度为30℃, 紫外光源采用6 W的254 nm低压汞灯.初始反应条件为金橙Ⅱ浓度为0.2 mmol·L-1, 通过盐酸调节pH值为3.0, α-FeOOH用量为1.0 g·L-1, 过氧化氢浓度为10 mmol·L-1.实验开始前先将α-FeOOH、有机羧酸根、金橙Ⅱ溶液加入光反应器, 在暗光条件下搅拌30 min达到吸附平衡, 之后加入10 mmol·L-1的H2O2, 打开紫外灯并以此为反应开始时间.
羟基自由基的测定采用香豆素作为捕捉剂, 并参考文献[19]方法进行：在设定时间抽取反应液5 mL, 加入到50 mL、2 mmol·L-1香豆素溶液中.为避免pH值的影响, 香豆素pH值预先通过HCl调为3.混合液持续搅拌并在紫外光下继续照射5 min之后取样、过滤、并加入终止剂(磷酸一氢钾, 磷酸二氢钾, pH=7.2)终止反应, 随后测定荧光强度.
反应过程中, 在设定时间取样, 使用滤头过滤之后立即做相关测定.铁离子测定使用0.22 μm滤头过滤试样, 其余测定均使用0.45 μm滤头过滤试样.
1.6 分析方法金橙Ⅱ浓度的测定采用分光光度计在484 nm测定吸光度, 之后通过标准曲线换算得到.羟基自由基与香豆素生成7-羟基香豆素, 采用荧光光谱仪在460 nm处测定7-羟基香豆素的荧光强度, 之后通过标准曲线换算求得羟基自由基浓度.依此方法测定羟基自由基浓度为稀释13.5倍后的浓度.样品总有机碳含量(TOC)采用总有机碳分析仪测定, 测定前加入终止剂(0.1 mmol·L-1Na2SO3, 0.1 mmol·L-1KH2PO4, 0.1 mmol·L-1KI, 0.05 mmol·L-1NaOH)以终止反应.样品反应过程中铁离子浓度使用ICP发射光谱仪(ICP)进行测定, 样品平行测3次, 取平均值.全波长扫描用紫外可见分光光度计(UV-2300)测定, 扫描范围为200~600 nm.
金橙Ⅱ浓度的降解采用一级动力学描述：
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(1) |
式中, c为不同时刻金橙Ⅱ的浓度, 单位为mg·L-1; t为反应时间, 单位为min; k是准一级动力学常数, 单位为min-1.
将式(1)变形之后得：
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(2) |
式中, c0为初始反应时刻金橙Ⅱ的浓度, 单位为mg·L-1.
将不同体系金橙Ⅱ浓度的-ln(ct/c0)值与时间t进行线性拟合, 得到的直线斜率即为金橙Ⅱ降解的一级动力学常数.
2 结果与讨论 2.1 α-FeOOH的表征分析样品的X射线衍射(XRD)结果如图 1(a)所示, 与α-FeOOH标准谱图(标准卡片JCPDS NO. 00-029-0713)[9]进行对比, 其中17.80°、21.22°、26.32°、33.24°、34.70°、36.65°、41.19°为α-FeOOH特征衍射峰, 与标准卡片一致, 谱中没有其他明显的杂峰, 由此推断合成的样品为针铁矿(α-FeOOH)晶体.
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图 1 α-FeOOH的XRD图谱、傅立叶红外光谱图、SEM和EDS照片 Fig. 1 XRD pattern, FT-IR spectrum, SEM image, and EDS image of α-FeOOH sample |
进一步对样品做红外光谱分析, 结果如图 1(b)所示, 其中波数在3140 cm-1区间的吸收带为表面羟基的伸缩振动峰; 波数为3400 cm-1区间吸收带为表面结晶水分子O—H伸缩振动峰; 波数为1630 cm-1处为表面结晶水分子O—H弯曲振动; 波数为895、796、691 cm-1为α-FeOOH的Fe—O、Fe—OH—Fe特征吸收峰, 峰型均尖锐对称[9, 11, 20].红外光谱与XRD分析一致, 表明催化剂物相组成为α-FeOOH.
催化剂比表面积和孔容可以在一定程度上反映催化活性点位的数量和分布.催化剂通过N2吸附-脱附方法测定的比表面分析数据结果见表 1. α-FeOOH催化反应主要在其表面进行, 一定的比表面积有利于反应的进行[16].
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表 1 α-FeOOH比表面积和孔隙体积分析 Table 1 Surface area and pore volume summary of α-FeOOH |
扫描电镜(SEM)测定的α-FeOOH微观形貌结果如图 1(c)所示.放大50000倍可以看到α-FeOOH呈针棒状, 有一定的团聚现象. X射线能谱仪(EDS)结果见图 1(d), 分析表明催化剂表面元素主要为Fe、O, 不含有其他杂元素.
2.2 不同体系脱色效果的比较5种基本反应条件下, 金橙Ⅱ脱色速度的变化如图 2所示.从中可知, 单独加入H2O2对金橙Ⅱ没有脱色效果, 说明过氧化氢虽然具有一定的氧化能力, 但无法使得金橙Ⅱ发生脱色反应.单独UV光照和多相Fenton体系反应120 min后, 对金橙Ⅱ的脱色率分别可以达到28.7%、14.4%, 脱色速率较为缓慢; 而UV-H2O2体系中, 过氧化氢在紫外光的照射下可以发生如下反应[9, 18]：
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(3) |
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图 2 不同条件下金橙Ⅱ的脱色情况 Fig. 2 Discoloration of Orange Ⅱ under different conditions |
过氧化氢通过光解均裂的方式产生羟基自由基, 后者可以通过夺取H或与不饱和的N＝N双键发生加成反应快速使偶氮染料脱色, 反应30 min时, 金橙Ⅱ脱色率可达95.3%且脱色速率较快. α-FeOOH多相UV-Fenton体系不仅可以发生反应(3), 同时可以发生反应(4)~(6)[16, 21], 通过界面与溶液两个方面生成羟基自由基, 生成的羟基自由基浓度更大, 因此其对金橙Ⅱ的脱色效果也最好.反应30 min时金橙Ⅱ的脱色率可以达到99.7%, 基本脱色完全.
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(4) |
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(6) |
图 3描述的是0.4 mmol·L-1的5种有机羧酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton体系降解金橙Ⅱ的影响, 其相应的一级动力学常数见表 2.
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图 3 不同有机羧酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton体系降解金橙Ⅱ的影响 Fig. 3 Effects of different carboxylate radicals on degradation of Orange Ⅱ in the heterogeneous UV-Fenton system with α-FeOOH as catalyst |
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表 2 不同有机羧酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton体系降解金橙Ⅱ一级动力学的影响 Table 2 Effects of different organic carboxylate radicals on the first order kinetics of Orange Ⅱ degradation in the heterogeneous UV-Fenton system with α-FeOOH as catalyst |
如表 2所示, 不加有机羧酸根时, α-FeOOH多相UV-Fenton体系(基础体系)降解金橙Ⅱ的动力学常数为0.1781 min-1.加入草酸根后, 体系的一级动力学常数提高到0.3864 min-1, 橙Ⅱ的降解速率可提高116.9%.完全降解金橙Ⅱ所需的时间由30 min缩短到15 min.加入丙二酸根与乙酸根之后, 体系对金橙Ⅱ的降解能力变化不大, 一级动力学常数分别为0.1688 min-1与0.1637 min-1, 反应速率分别被抑制了5.2%与8.1%;而EDTA与柠檬酸根由于其本身分子结构较大, 加入体系之后与金橙Ⅱ竞争羟基自由基的能力较强, 体系降解金橙Ⅱ的一级动力学常数分别降至0.1368 min-1与0.1351 min-1, 分别产生23.2%与25.7%的抑制效果.由此可见, 草酸根对体系降解金橙Ⅱ的增效效果极为显著, 其余4种有机羧酸根对金橙Ⅱ的降解均有一定的抑制作用.
图 4与表 3分别为不同浓度草酸根对基础体系增效影响及其一级动力学常数.从中可知, 加入不同浓度的草酸根之后, 体系一级动力学常数均有一定程度的增加, 随着加入草酸根浓度的增加, 其增效程度呈现先增强后降低的趋势, 并在草酸根浓度为0.4 mmol·L-1时增效效果最佳.
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图 4 草酸根浓度对α-FeOOH多相UV-Fenton体系降解金橙Ⅱ的影响 Fig. 4 Effects of oxalate concentration on the degradation of Orange Ⅱ in the heterogeneous UV-Fenton system with α-FeOOH as catalyst |
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表 3 草酸根浓度对α-FeOOH多相UV-Fenton体系降解金橙Ⅱ一级动力学的影响 Table 3 Effects of oxalate concentration on the first order kinetics of Orange Ⅱ degradation in the heterogeneous UV-Fenton system with α-FeOOH as catalyst |
基础体系与草酸根增效体系中, TOC值与反应溶液全波长扫描曲线随时间的变化如图 5所示.从中可见, 草酸根的加入会使基础体系反应溶液初始TOC值由23.33 mg·L-1增加到34.92 mg·L-1.但反应120 min时, 基础体系与增效体系有机碳含量分别降至1.70 mg·L-1和0.92 mg·L-1, 说明草酸根的加入并不会影响体系最终的矿化效果.与降解一级动力学常数计算过程相类似, 根据两个体系不同时刻测定的TOC值, 可以计算系列-ln[(TOC)t/(TOC)0]值并将其与时间t进行线性拟合, 回归得到的直线斜率为反应体系对有机物矿化的一级动力学常数.基础体系与草酸根增效体系矿化一级动力学常数分别为0.026 min-1和0.044 min-1, 对应的相关系数分别为0.9510和0.9696.相比基础体系, 草酸根增效体系的矿化速率常数可提高69.9%.基础体系反应溶液有机碳含量降至5 mg·L-1需要60 min, 而草酸根增效体系仅需40 min.该结果说明, 草酸根增效体系能够有效加快矿化过程、大大缩短矿化处理所需时间.
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图 5 不同反应时刻橙Ⅱ在多相UV-Fenton体系中的矿化与全波长扫描图 Fig. 5 Mineralization and UV-vis spectral changes of Orange Ⅱ as a function of irradiation time in the heterogeneous UV-Fenton process and heterogeneous UV-Fenton process with oxalate systems |
484 nm为金橙Ⅱ特征吸收峰, 是偶氮键在可见光照射下n—π*电子跃迁产生的[22].偶氮键是金橙Ⅱ显色的主要原因, 一旦断裂, 染料就会脱色.由图 5可见, 加入0.4 mmol·L-1的草酸根之后, 偶氮键与310 nm处萘环的断裂速度明显高于不加有机羧酸根, 说明加入草酸根确实会使反应速率加快.随着反应的进行, 金橙Ⅱ结构中的氮-氮双键快速地被氧化断裂, 同时伴随着萘环的开环反应, 分别对应可见区在484 nm处与紫外区在310 nm处特征吸收峰的降低.紫外光区吸收减弱的速度要滞后于可见光区, 说明萘环的氧化滞后于N＝N双键的氧化, 该结果与本课题组前期的研究工作一致[15, 18].另外, 在反应的开始阶段, 溶液在280 nm以及350 nm附近的吸收呈现出增强的趋势, 随着反应的进行, 这部分的吸收逐渐减弱.草酸根的加入会促进这一过程的进行, 进一步说明草酸根的加入不只是促进金橙Ⅱ的脱色反应, 同时对其矿化也有一定的增效效果.反应进行到120 min之后, 全波长扫描结果在可见光区域已基本平缓, 在紫外区也仅在200~250 nm呈现出少量的吸收.本研究与Maezono等[19]的研究结果一致, 说明在金橙Ⅱ的降解过程中的确会有一部分无色中间产物生成, 但是随着反应的持续进行, 反应中间产物绝大部分会被矿化.
2.4 草酸根增效机制为了探究草酸根增效机制, 对草酸根增效体系中铁离子的溶出变化做了监测, 结果如图 6所示.
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图 6 多相UV-Fenton体系中草酸根浓度对α-FeOOH铁离子溶出的影响 Fig. 6 Effects of oxalate concentration on iron ions leaching from α-FeOOH in the heterogeneous UV-Fenton system |
由图 6可知, 草酸根可以有效促进体系铁离子的溶出.随草酸根浓度不同, 溶液中铁离子的初始浓度、最大值以及最大值出现时刻也会有所改变.不加入草酸根时, 体系的铁离子溶出呈现先增大后减小并在40 min处取得最大值; 当草酸根浓度为0.1 mmol·L-1时, 铁离子初始浓度为2.0 mg·L-1, 20 min达到最大值2.5 mg·L-1; 当草酸根浓度高于0.1 mmol·L-1时, 铁离子溶度最大值均在吸附平衡反应开始的零时刻测得.草酸根的加入, 一方面提供了催化剂表面和溶液光致还原产生亚铁离子的新途径[式(8)~(12)及式(15)~(17)], 一方面增强了体系均相UV-Fenton的比重[15, 23~26], 催化剂表面和溶液中生成的亚铁离子能快速催化H2O2产生HO·, 从而使橙Ⅱ降解速率增加.
无草酸根(多相过程)：
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(7) |
加草酸根(多相过程)：
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(8) |
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(9) |
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(10) |
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(11) |
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(12) |
无草酸根(均相过程)：
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(13) |
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(14) |
有草酸根(均相过程)：
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(15) |
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(16) |
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(17) |
金橙Ⅱ降解产物中也含有草酸根[15], 但需要有机物降解后期苯环开环才能产生, 且浓度较低, 因此无草酸根的降解体系, 铁离子的最高浓度较低(1.487 mg·L-1), 而且对应的时间偏后(40 min); 加入草酸根的增效体系, 能在反应开始即增溶出铁离子, 从而能极大地提升体系的降解能力.
因此, 草酸根对于α-FeOOH多相UV-Fenton体系是一种有效的增效剂.但是当草酸根浓度过高时, 增效效果反而变差.这是因为过量的草酸根使得溶液中溶出的铁离子浓度过高, 从而使得体系中羟基自由基瞬时浓度过高, 而羟基自由基的寿命不足1 ns, 来不及与溶液中的金橙Ⅱ反应即淬灭[式(18)~(19)], 从而使得体系中羟基自由基的有效浓度降低, 对金橙Ⅱ的降解效率也变差[10].同时由于草酸根本身也会被UV-Fenton体系降解[式(8)~(11)及式(15)~(17)][24~26], 所以过量的草酸根会和金橙Ⅱ一同竞争HO·, 因此当草酸根浓度超过0.4 mmol·L-1时, 对α-FeOOH降解金橙Ⅱ的增效效果逐渐变差.需要指出的是, 当体系中有机物被HO·逐渐降解矿化, 溶液中的铁离子能够被催化剂重新吸收, 如图 6所示, 无论是基础体系还是增效体系中的铁离子均能降至0.5 mg·L-1以下, 一方面反映了该体系能避免铁离子的二次污染, 另一方面说明催化剂的高稳定性.
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(18) |
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为进一步探究草酸根增效机制, 对基础体系和0.4 mmol·L-1草酸根增效体系的羟基自由基浓度变化进行测定.实验结果如图 7所示.从中可知, 草酸根可以有效促进体系中羟基自由基的生成.草酸根的加入不仅使得α-FeOOH多相UV-Fenton体系中羟基自由基最大值浓度增加近一倍(0.44 μmol·L-1提高到0.83 μmol·L-1), 同时使得羟基自由基浓度最大值出现的时间提前(20 min提前到10 min).一方面说明体系中降解有机物的活性物种是HO·, 另一方面说明草酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton体系的增效核心原因是增大了体系HO·的生成浓度.
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图 7 不同反应时刻羟基自由基浓度变化和7-羟基香豆素的荧光强度变化 Fig. 7 Concentration of hydroxyl radicals and fluorescence intensity changes of 7-hydroxycoumarin as a function of reaction time |
为了测试草酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton体系增效方法的稳定性, 本文对加0.4 mmol·L-1草酸根的α-FeOOH多相UV-Fenton体系进行了循环实验.将反应后的催化剂通过静置、沉淀、干燥的方法进行回收, 每次循环实验加入草酸根, 考察其增效的稳定性.实验结果如图 8所示, 一级动力学常数见表 4.由图 8可知, 3次循环之后, 增效体系在反应15 min时对金橙Ⅱ仍有99.6%的降解率, 一级动力学常数为0.3558 min-1, 增效效率仍高达101.5%.
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图 8 草酸根循环增效多相UV-Fenton过程中金橙Ⅱ的降解与铁离子浓度变化 Fig. 8 Orange Ⅱ degradation and iron ion concentration as a function of time up to the third cycle in the heterogeneous UV-Fenton system with oxalate as an enhancing reagent |
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表 4 草酸根循环增效多相UV-Fenton过程中金橙Ⅱ降解的一级动力学方程 Table 4 First order kinetics of Orange Ⅱ degradation in different cycles in the heterogeneous UV-Fenton system with oxalate as an enhancing reagent |
草酸根对催化剂铁离子溶出有促进作用, 而溶解态的铁离子流失不仅会降低催化剂的催化活性, 而且可能引起金属离子的二次污染问题.因此, 在反应结束后, 铁离子能否被催化剂重新吸附是评价催化剂稳定性能的重要指标. 3次循环增效反应过程中, 溶液中铁离子浓度的变化见图 8.结果表明, 铁离子变化趋势基本相似, 均呈现为在反应初始时刻铁离子溶度最大, 随着反应的进行, 铁离子浓度逐渐降低的趋势.反应结束之后, 溶液中的铁离子均可以被催化剂吸附回表面, 最后残留在溶液中的溶解态的铁离子浓度低于0.3 mg·L-1, 低于世界卫生组织(WHO)规定的饮用水中铁含量上限, 表明增效反应结束后不会产生铁离子的二次污染, 符合绿色化学的要求[27].由此可见, 草酸根在增效α-FeOOH多相UV-Fenton多次循环过程中, 反应结束之后, 其催化活性组分的损失可以忽略不计, 且不会对环境造成二次污染问题, 说明草酸根增效方法是一种稳定、可靠、高效的方法.
3 结论(1) α-FeOOH多相UV-Fenton体系中, 0.4 mmol·L-1的草酸根能显著提高其降解金橙Ⅱ的速率, 脱色增效率高达116.9%, TOC矿化速率常数增加69.9%;相同浓度的丙二酸根和乙酸根对金橙Ⅱ降解具有一定的抑制作用, 其抑制率分别为5.2%和8.1%;相同浓度的EDTA和柠檬酸根对金橙Ⅱ降解抑制作用最强, 其抑制率分别高达23.2%和25.7%.
(2) α-FeOOH多相UV-Fenton体系中, 草酸根不仅能为铁离子的光致还原提供新的途径, 进而增大HO·生成浓度, 而且随其浓度增大由铁离子增溶引发的均相反应的比重也随之增加, 从而能极大提高体系的降解效率; 草酸根浓度过高时, 羟基自由基参与的副反应会导致体系的降解效率降低, 最佳的草酸根用量为0.4 mmol·L-1.
(3) 草酸根增效α-FeOOH多相UV-Fenton体系是一种稳定可靠的方法.增效体系在3次循环之后对金橙Ⅱ的降解仍有101.5%的增效率; 反应结束后, 草酸根增溶的铁离子能被催化剂重新吸附回表面, 溶液中铁离子残留浓度均低于0.3 mg·L-1, 避免了催化剂活性组分的流失与铁离子的二次污染.
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