2022, Vol. 43
2. 重庆海关技术中心, 重庆 400020
2. Technical Center, Chongqing Customs, Chongqing 400020, China
双酚A(BPA)作为聚合物工业中的一种重要前驱化合物, 被广泛用于农药、涂料、增塑剂、阻燃剂、环氧树脂和聚碳酸酯等化工产品的生产[1].然而, BPA是一种具有生物毒性的类雌激素物质[2], 可通过污水排放、地表径流和垃圾填埋等途径进入水环境[3], 在河流[4]、湖泊[5]、饮用水[6]和污水处理厂出水[7]等水环境中均可检出BPA的存在.尽管水环境中BPA的浓度低, 但水生生物富集与传递会使其通过雌激素受体威胁生态环境, 影响人类饮水安全和身体健康[8, 9].因此, 发展废水中BPA的高效去除方法显得尤为重要.
目前, 废水中BPA的处理方法主要有吸附[10]、混凝沉淀[11]、光催化氧化[12]和臭氧氧化[13]等.但是, 以上技术存在处理费用高、周期长、效率低或引起二次污染等问题.近年来, 电催化氧化因其操作简便、高效低耗和易于实现等特点, 已成为去除废水中BPA的一种十分有前景的手段[14].阳极材料作为电催化氧化的关键, 决定了电极对废水中有机污染物的去除效率.其中, SnO2-Sb具有析氧电位高、电催化活性强、制备成本低和环境友好等优势, 被认为是最有发展前景的电化学阳极材料之一[15].Kong等[16]的研究在SnO2中掺入5%的Sb, 在电流密度20 mA·cm-2时电解180 min, 1 mmol·L-1的4-氯苯酚和COD的去除率分别为51%和48.9%, 而未掺Sb的电极分别为46.1%和36.4%.
SnO2-Sb与钛基底的结合能力较弱, 导致其使用寿命短[17], 限制了电极的使用.为了克服这个缺陷, Adams等[18]的研究用热分解法制备Ti/SnO2-Sb2O5-IrO2电极, 在0.5 mol·L-1 NaOH溶液中和电流密度为160 mA·cm-2时, Ti/SnO2-Sb2O5-IrO2的使用寿命为155 d, 而Ti/SnO2-Sb2O5电极仅持续12 h.在SnO2-Sb电极中加入Ir可以显著提升电极的使用寿命, 但Ir的存在使电极的析氧电位降低[19].Cui等[17]的研究在钛基上成功负载一种垂直排列的TiO2纳米管, TiO2-NTs/SnO2-Sb的电极寿命是Ti/SnO2-Sb的1.8倍, TiO2-NTs/SnO2-Sb电极降解苯甲酸的速率常数是Ti/SnO2-Sb的2.4倍; 石秋俊等[20]的研究在SnO2-Sb电极中掺入Ni, 对磺胺嘧啶的矿化效率达到80.8%, 显著提高了电极的电催化效率.近年来, 碳纳米管(CNTs)因其具有较高的化学稳定性、较大的比表面积和良好的导电性能引起了广泛关注[21], CNTs与阳极材料复合能有效提高电极对有机污染物的降解效率[22, 23].为此, 本研究以多孔钛为基体, 采用“电沉积-热分解”法制备负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极, 探讨电极对BPA的去除能力、动力学特征和矿化效率, 初步分析BPA的降解途径, 以期为发展废水中BPA的处理技术和保护水环境安全提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 主要试剂与材料双酚A(BPA, 分析纯)购自成都科龙化学品有限公司; 甲醇(色谱纯)购自美国Thermo Fisher Scientific公司; SnCl4·5H2O、SbCl3、NiCl2·6H2O购自成都科龙化学品有限公司; 其余试剂均为分析纯, 购自成都科龙化学品有限公司.
多壁碳纳米管(MWCNTs)：纯度>97%, 管径为3~5 nm, 长度为5~12 μm, 深圳市纳米港有限公司; 多孔钛板(25 mm×20 mm×1 mm, 过滤精度20 μm), 宝鸡市秦能金属材料有限公司; 石墨电极(25 mm×20 mm×1 mm), 北京晶龙特碳科技有限公司.
1.2 主要仪器SmartLab 3KW型X-射线衍射仪(XRD, 日本Rigaku公司); GeminiSEM 300扫描电子显微镜(SEM), 配能量色散谱仪(EDS, 德国Zeiss公司); LC-20A高效液相色谱分析仪(HPLC), 配SPD-20A紫外检测器(UVD, 日本Shimadazu公司); Q Exactive液相色谱-串联质谱仪(LC-MS/MS, 美国Thermo Fisher Scientific公司); CHI 660E电化学工作站(上海辰华仪器有限公司); MS-60V5A可调直流稳压电源(惠州市红博精密科技有限公司); TOC-L总有机碳分析仪(日本Shimadazu公司); pHS-4C+酸度计(成都市方舟科技有限公司).
1.3 电极的制备与表征MWCNTs的酸化：称取3.0 g MWCNTs于500 mL圆底烧瓶中, 加入300 mL浓HNO3, 超声15 min后加热至85℃, 冷凝回流12 h, 将混合物经0.45 μm聚四氟乙烯薄膜过滤, 去离子水冲洗至pH呈中性, 70℃真空干燥12 h.
多孔钛的预处理：用砂纸打磨多孔钛片至边角圆滑, 去离子水清洗, 在丙酮和去离子水中分别超声清洗15 min, 再放入30%(体积比)的HCl溶液中刻蚀5 min, 去离子水冲洗, 置于无水乙醇中保存.
中间层的制备：称取17.53 g SnCl4·5H2O和1.14 g SbCl3溶于1 000 mL乙二醇中, 加入5 mL浓HCl, 混合均匀, 得到电沉积液.取50 mL电沉积液, 以预处理后的多孔钛板为阴极, 石墨为阳极, 在电流密度为15 mA·cm-2下电镀30 min, 取出阴极, 烘干, 在450℃马弗炉中退火2 h, 得到Sb-SnO2中间层.
活性层的制备：按n(Sn)∶n(Sb)∶n(Ni)=100∶10∶1配制含SnCl4·5H2O、SbCl3和NiCl2·6H2O的异丙醇溶液, 加入MWCNTs, 超声30 min形成稳定的悬浮液, 即得到含MWCNTs的浸渍液.将负载有中间层的多孔钛电极在浸渍液中浸泡5 min, 120℃恒温鼓风干燥箱干燥10 min, 再于450℃马弗炉中焙烧15 min; 重复以上步骤10次, 最后在马弗炉中退火2 h, 得到负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极.
电极的表征：用SEM观察电极的表面形貌; EDS分析电极表面的元素组成; XRD测定电极的晶体结构; 循环伏安法和线性扫描伏安法考察电极的电化学性能.
1.4 BPA的电催化氧化BPA模拟废水的配制：准确称取50 mg BPA于烧杯中, 加入2 mL 1 mol·L-1的NaOH溶液使其溶解, 用10 mmol·L-1的Na2SO4溶液定容至1 000 mL, 得到ρ(BPA)为50 mg·L-1的模拟废水.
取50 mL BPA模拟废水于电解池中, 持续搅拌.以制备的电极为阳极, 石墨电极为阴极, 间距为1.5 cm, 进行BPA的恒电流降解.每隔10 min取0.5 mL反应液, 过0.22 μm尼龙滤膜, 测定BPA浓度, 计算BPA的去除率.通过改变模拟废水中Na2SO4的浓度、溶液初始pH和电流密度, 研究不同条件下BPA的去除效果, 并测定最佳降解条件下的TOC去除率, 每个实验重复3次, 用平均值加减标准差表示结果.
电极电催化降解BPA的能耗表达式为[24]：
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(1) |
式中, S为阳极表面积(cm2); j为电流密度(A·cm-2); U为平均电压(V); t为电解时间(h); n为被降解的BPA的量(mol).
1.5 BPA及其氧化产物的测定采用液相色谱法测定BPA的浓度.色谱条件：岛津VP-ODS色谱柱(250 mm×4.6 mm, 5 μm), 柱温40℃, 流动相A为超纯水, B为甲醇, 体积比为30∶70, 流速为1 mL·min-1, 等度洗脱, 进样量为20 μL, 检测波长为230 nm, 外标法定量.BPA的检出限为2.3 μg·L-1, 在3个加标水平的平均回收率为92.91%~106.62%.
采用LC-MS/MS法鉴定BPA的降解产物.色谱条件：ACQUITY UPLC BEH C18色谱柱(100 mm×2.1 mm, 1.7 μm, Waters), 柱温为30℃, 进样量为10 μL; 流动相A为2 mmol·L-1乙酸铵溶液(含0.2%甲酸), B为乙腈, 流速为0.3 mL·min-1, 梯度洗脱程序为05 min, 0.5% A; 515 min, 60% A; 1525 min, 90% A; 2530 min, 0.5% A.串联质谱条件：电喷雾离子源(ESI), 正负离子模式下全扫描, 离子源温度为320℃, 喷雾电压为3 800 V; 多反应监测模式(MRM)检测; 碰撞气、锥孔气和雾化气均为高纯N2.
2 结果与讨论 2.1 负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极制备条件的优化 2.1.1 Sn、Sb和Ni的物质的量之比图 1(a)为浸渍液中ρ(MWCNTs)为1.2 g·L-1、固定Ni的量(0.5 mmol)时, 通过改变Sn和Sb的量比[n(Sn)∶n(Sb)]制备的电极考察对BPA的去除效果.可以看出, 随着n(Sn)∶n(Sb)的增加, 电极对BPA的去除率呈现先增加后下降的趋势; 在n(Sn)∶n(Sb)为100∶10时, 电极对BPA降解60 min的去除率达到96.62%.这可能是因为电极在焙烧过程中Sb5+会取代Sn4+形成亚稳态固溶体, 显著增加载流子浓度, 提高电极的电导率, 加速·OH对BPA的氧化; 当加入Sb的量过高时, 一部分Sb以Sb3+的形式存在, Sb3+可作为电子陷阱消除Sb5+产生的电子, 降低电导率[25].因此, 确定n(Sn)∶n(Sb)为100∶10.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5, c(Na2SO4)为5 mmol·L-1, 电流密度为50 mA·cm-2 图 1 不同Sn、Sb和Ni量比制备的电极对BPA的去除率 Fig. 1 Removal efficiencies of BPA by the electrodes prepared at different n(Sn)∶n(Sb)∶n(Ni) |
图 1(b)为n(Sn)∶n(Sb)为100∶10时, 通过改变Ni的量制备的电极考察对BPA的去除效果.可以看出, 未加Ni的电极在60 min内对BPA的去除率为70.86%; 电极对BPA的去除率随着加Ni比例的升高而降低, 当n(Sn)∶n(Sb)∶n(Ni)为100∶10∶1时, 电极对BPA降解60 min的去除率达到96.62%.这是因为加入少量Ni能够提高电极对有机物的电催化活性, 有利于电催化反应的进行; 当加Ni比例过高时, 可能会破坏活性层的结构, 导致电极的电导率下降[26].因此, 确定n(Sn)∶n(Sb)∶n(Ni)为100∶10∶1.
2.1.2 MWCNTs浓度图 2为n(Sn)∶n(Sb)∶n(Ni)为100∶10∶1时, 不同MWCNTs浓度下制备的电极对BPA的去除效果.可以看出, 未负载MWCNTs的电极在60 min内对BPA的去除率为83.55%, 负载MWCNTs的电极对BPA的去除率均在90%以上, 表明负载MWCNTs能够提高电极对BPA的去除率.随着浸渍液中MWCNTs浓度的增加, 电极对BPA的去除率先增加后下降; 当ρ(MWCNTs)为0.8 g·L-1时, 电极对BPA的去除率达到99.01%.这是因为MWCNTs具有较大的比表面积和良好的导电性能, 负载MWCNTs可增大电极的活性比表面积, 进而提高电极对BPA的去除率; 当MWCNTs浓度过高时, 过多的MWCNTs会堆积在电极表面, 覆盖钛基体的多孔结构, 减小电极的表面积, 导致BPA的去除率下降.因此, 确定浸渍液中ρ(MWCNTs)为0.8 g·L-1.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5, c(Na2SO4)为5 mmol·L-1, 电流密度为50 mA·cm-2 图 2 不同MWCNTs浓度制备的电极对BPA的去除率 Fig. 2 Removal efficiencies of BPA by the electrodes prepared at different concentrations of MWCNTs |
图 3为负载MWCNTs前后电极的SEM图.可以看出, 未负载MWCNTs的电极表面呈絮状, 簇拥现象严重, 且颗粒状不明显, 分布不均匀[图 1(a)]; 负载MWCNTs的电极表面相对致密光滑, 晶体颗粒明显, 分布均匀[图 1(b)], 使电极具有更大的比表面积, 可为电催化反应提供更多的活性位点, 有利于有机物从溶液向电极表面迁移, 从而增强电极的电催化活性.
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(a)负载前，(b)负载后. 图 3 负载MWCNTs前后多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极的SEM图 Fig. 3 SEM images of porous Ti/SnO2-Sb-Ni electrodes before and after MWCNTs loading |
图 4为负载MWCNTs前后电极的EDS图.可以看出, 在未负载MWCNTs的电极表面检测到Sn、Sb、O和Ni等元素的存在[图 4(a)]; 在负载MWCNTs的电极表面除检出上述4种元素外, 还检出C元素的存在[图 4(b)], 证明MWCNTs被成功负载到电极表面.
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图 4 负载MWCNTs前后多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极的EDS图 Fig. 4 EDS images of porous Ti/SnO2-Sb-Ni electrodes before and after MWCNTs loading |
图 5(a)为多孔钛板的XRD图, 图 5(b)为负载MWCNTs前后电极的XRD图.可以看出, 在2θ为35.5°、38.8°、40.5°、53.3°、63.3°、76.5°和77.7°处出现Ti基体的衍射峰(PDF#44-1294), 这是因为多孔钛基体无法被完全覆盖[图 5(a)].在2θ为26.9°、34.2°、38.3°、52.1°和70.9°处出现较强衍射峰, 分别对应SnO2的(110)、(101)、(200)、(211)和(202)晶面, 与四方金红石相SnO2晶体的标准卡片(PDF#41-1445)数据基本一致[图 5(b)]; 负载MWCNTs后, (110)、(101)和(202)这3个晶面的衍射峰明显增强, 表明负载MWCNTs过程中高温焙烧对SnO2晶体尺寸会产生影响.根据XRD图谱可以得到主晶面(110)的半峰宽, 用谢乐公式[27]估算负载MWCNTs前后电极的晶体尺寸分别为20.32 nm和17.72 nm, 负载MWCNTs使电极的晶体尺寸明显减小, 比表面积增大, 进而增强电极的电催化活性, 这与图 3的分析结果一致.
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图 5 多孔钛和负载MWCNTs前后Ti/SnO2-Sb-Ni电极的XRD图 Fig. 5 XRD patterns of porous titanium electrode and Ti/SnO2-Sb-Ni electrodes before and after MWCNTs loading |
图 6为负载MWCNTs前后电极在含50 mmol·L-1 K3[Fe(CN)6]的1 mol·L-1 KCl溶液中的循环伏安图.可以看出, 负载MWCNTs前后电极在相同电位处均出现基本对称的氧化峰和还原峰, 指示[Fe(CN)6]3-在电极表面发生的氧化还原反应.未负载MWCNTs的电极的氧化峰电流为0.15 A, 而负载后增加至0.20 A, 表明负载MWCNTs增强了电极的电催化活性[28, 29].结合电极的SEM和XRD图分析, 负载MWCNTs能够减小电极的晶体尺寸, 增大电极的活性比表面积, 有利于加快电极与[Fe(CN)6]3-间的电子转移, 促进[Fe(CN)6]3-的氧化还原反应[30].
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电压(vs. SCE)扫描范围为-0.5~1.0 V, 扫描速率为50 mV·s-1 图 6 负载MWCNTs前后多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极的循环伏安曲线 Fig. 6 Cyclic voltammograms of porous Ti/SnO2-Sb-Ni electrodes before and after MWCNTs loading |
图 7为负载MWCNTs前后电极在0.5 mol·L-1 H2SO4溶液中的线性极化曲线.电流突然迅速增加表明体系中有析氧反应发生, 由极化曲线切线的反向延长线与横轴的交点可以确定电极的析氧电位[23].可以看出, 负载MWCNTs前后电极的析氧电位(vs. SCE)分别为1.84 V和1.90 V, 说明负载MWCNTs提高了电极的析氧电位, 有利于抑制析氧副反应的发生, 提高电极对有机物的电催化氧化效率[31].
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电压(vs. SCE)扫描范围为1.0~2.3 V, 扫描速率为10 mV·s-1; 虚线用于确定电极的析氧电位 图 7 负载MWCNTs前后多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极的线性极化曲线 Fig. 7 Linear polarization curves of porous Ti/SnO2-Sb-Ni electrodes before and after MWCNTs loading |
本研究选用Na2SO4溶液为支持电解质, 不用NaCl溶液, 这是因为Cl-的存在导致有机物降解过程中可能产生高毒性的氯代副产物[32].Na2SO4浓度对BPA去除率的影响如图 8所示. 可以看出, 随着Na2SO4浓度的升高, 电极对BPA的去除率逐渐增加; 当c(Na2SO4)为10 mmol·L-1时, BPA的去除率达到99.76%; 继续升高Na2SO4浓度, BPA的去除率反而下降.这是因为当Na2SO4浓度较低时, 浓度升高有利于提高溶液的导电性, 加快电子转移速率, 增加BPA与·OH碰撞的可能性; 但当Na2SO4浓度较高时, 过多的SO42-可能会被吸附到阳极表面, 减少阳极表面的活性位点数量[33], 导致BPA去除率下降.因此, 本研究确定c(Na2SO4)为10 mmol·L-1.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5, 电流密度为50 mA·cm-2 图 8 Na2SO4浓度对BPA去除率的影响 Fig. 8 Effect of Na2SO4 concentration on the removal efficiency of BPA |
考察初始pH对BPA去除率的影响, 获得如图 9(a)所示的结果.总体来看, 随着反应液初始pH的升高, BPA去除率呈现先增加后降低的趋势, 在pH为5时降解60 min, BPA的去除率达到99.76%.酸性条件有利于BPA的去除, 这是因为·OH在酸性条件下的氧化还原电位高于碱性条件, 阻止了析氧副反应的发生[34], 提高了BPA的去除率.当pH为3时, 随着降解反应的进行, 过酸的环境可能会氧化或腐蚀多孔钛基底, 从而导致BPA去除率的下降; 当pH为11时, 电极对BPA的去除率比pH为9时没有明显下降, 这是因为当溶液pH大于BPA的pKa(10.3)[35]时, BPA以阴离子的形式存在, 在电势作用下向阳极表面移动, 可改善溶液传质, 抵消·OH氧化还原电位下降的影响.因此, 本研究控制反应液的初始pH为5.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, c(Na2SO4)为10 mmol·L-1, 电流密度为50 mA·cm-2 图 9 pH对BPA去除率的影响和BPA去除过程中反应液pH的变化 Fig. 9 Effect of pH on the removal efficiency of BPA and the variations in reaction solution pH during BPA removal |
本实验还监测了BPA去除过程中反应液pH的变化, 获得如图 9(b)所示的结果.可以看出, 随着BPA的降解, 反应液pH呈现下降的趋势; 当BPA降解60 min时, 反应液的pH从5.0下降至3.4.这可能是因为BPA被降解为小分子有机酸, 导致pH的下降[36].
2.3.3 电流密度图 10为电流密度对BPA去除率的影响.可以看出, BPA去除率随电流密度的增加而增加, 在电流密度为10、30、50和70 mA·cm-2时分别降解60 min, BPA的去除率分别为56.54%、82.72%、99.76%和99.83%.这是因为电流密度越大, ·OH的产生速率越快, 进而加快电极对BPA的去除[37, 38].但是, 在电化学氧化有机物时, 还应考虑能耗.计算获得, 在电流密度为10、30、50和70 mA·cm-2时对BPA降解60 min, 需要的能耗分别为2.04、7.67、13.07和26.09 kW·h·mol-1.在保证高的BPA去除率的情况下, 尽量采用较低的电流密度.因此, 本研究的最佳电流密度为50 mA·cm-2.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5, c(Na2SO4)为10 mmol·L-1 图 10 电流密度对BPA去除率的影响 Fig. 10 Effect of current density on the removal efficiency of BPA |
图 11(a)为最佳实验条件下BPA浓度随时间的变化曲线.可以看出, 随着降解时间的增加, BPA的浓度逐渐下降, 降解60 min时BPA的去除率达到99.76%.采用一级反应动力学方程拟合实验数据, 发现该方程可以很好地描述BPA的去除过程, 获得的去除速率常数为0.096 min-1[图 11(b)].与其它电极比较(表 1), 负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极对BPA的去除速率常数低于BDD和Pt电极[39, 40], 但是这两个电极的材料昂贵, BDD电极的制备步骤繁琐, 且它们均用NaCl为支持电解质, 可能产生毒性更强的氯代降解产物; 本研究获得BPA的去除速率常数比其它CNTs复合电极高得多[22, 23], 说明负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极能够加快BPA的电催化氧化.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5; c(Na2SO4)为10 mmol·L-1, 电流密度为50 mA·cm-2 图 11 BPA和TOC浓度随降解时间的变化 Fig. 11 Variations in BPA and TOC concentrations with degradation time |
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表 1 电化学氧化BPA的降解速率常数 Table 1 Degradation rate constants of BPA by electrochemical oxidation |
图 11(c)为在最佳实验条件下, TOC浓度随时间的变化曲线.可以看出, 50 mg·L-1的BPA经120 min降解, TOC去除率可达到67.01%, 说明负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极对BPA具有良好的矿化效率.
2.5 电催化氧化BPA的机制分析在最佳实验条件下降解50 mg·L-1的BPA, 用LC-MS/MS鉴定降解产物, 根据总离子流色谱图和MS/MS图, 可获得BPA及其可能降解产物的信息(表 2).根据相关报道[14, 36, 41], 提出负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极降解BPA的可能途径(图 12).首先, ·OH攻击BPA的芳香环, 生成羟基化的副产物单羟基BPA, 单羟基BPA经脱氢生成BPA3, 4-醌, 再被氧化为4-[2-(3, 4-二羟基苯基)丙-2-基]-醌; 单羟基BPA的异亚丙基C—C键断裂生成对异丙烯基苯酚和对苯二酚, 对异丙烯基苯酚被进一步氧化为4-羟基苯乙酮.本研究未检出对苯二酚, 可能是因为产生的对苯二酚被迅速氧化为苯醌, 使其在反应液中存在的时间较短.在·OH作用下, BPA还可被裂解为4-(1-羟基-1-甲基-乙基)-苯酚, 再脱水生成对异丙烯基苯酚.随后, 这些芳香族中间产物被·OH氧化开环, 最终被矿化为CO2和H2O.
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表 2 BPA及其可能的降解产物 Table 2 BPA and its possible degradation products |
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图 12 电催化降解BPA的可能途径 Fig. 12 Possible pathways of the electrocatalytic degradation of BPA |
重复性实验是测试电极稳定性的一个重要手段. 50 mg·L-1的BPA被电催化氧化60 min时, 取出电极, 用去离子水冲洗后真空干燥, 此为一个循环, 使用电极25次, 获得如图 13所示的结果.可以看出, 电极使用15次时, BPA的去除率为99%以上; 电极使用25次时, BPA的去除率下降至94.56%, 仍然保持在较高水平, 说明负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极具有稳定的电催化氧化性能.
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初始ρ(BPA)为50 mg·L-1, 反应液初始pH为5, c(Na2SO4)为10 mmol·L-1, 电流密度为50 mA·cm-2 图 13 电极重复使用对BPA去除率的影响 Fig. 13 Effect of electrode reuse on the removal efficiency of BPA |
(1) 成功制备了负载MWCNTs的多孔Ti/SnO2-Sb-Ni电极, 电极对BPA表现出较高的电催化活性与稳定性.
(2) 在最佳实验条件下, 电极对50 mg·L-1的BPA降解60 min时, 去除率达到99.76%; 电解120 min时, TOC去除率达到67.01%.去除过程符合一级反应动力学方程, 速率常数为0.096 min-1.
(3) 电催化降解BPA可能包括羟基化、异亚丙基C—C键断裂、脱水、脱氢和·OH氧化等途径.
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