2021, Vol. 42
2. 中国科学院生态环境研究中心饮用水科学与技术重点实验室, 北京 100085;
3. 青岛大学环境科学与工程学院, 青岛 266071
2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. College of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China
含碘造影剂(iodinated contrast media, ICM)是一类为加强血管、腔道形态和人体器官等成像效果而注射进人体的特殊药剂, 目前广泛应用于医学临床检查和治疗.主要有泛影酸盐、碘普罗胺和碘海醇等.随着医疗行业的发展与临床影像的普及, ICM的使用剂量逐渐增多, 由于其稳定的特性, 在人体内并不能代谢降解, 一般在1 d之内ICM会随尿液或粪便进入生活污水, 这使生活污水与医疗废水中ICM含量接近, 成为城市污水系统中含碘造影剂的主要来源[1].经污水厂进出水浓度检测[2], 发现ICM例如泛影酸盐、碘帕醇和碘普罗胺在城镇污水处理厂进水浓度范围为3.82~4.67、1.34~1.63和6.77~8.89 μg·L-1; 出水浓度范围为2.09~2.82、0.76~0.86和6.67~7.08 μg·L-1.含碘造影剂稳定性强难降解, 在自然环境中会逐渐积累, 对生态环境有着潜在的危害.已有研究表明, ICM易与水中溶解性有机物反应生成具有细胞和基因毒性的碘代消毒副产物[3, 4], 对人体健康的威胁不容忽视, 因此强化对ICM的降解效果显得十分必要.
目前, 国内外去除含碘造影剂主要采用高级氧化法(advanced oxidation processes, AOPs)[5]、生物降解法[6]和生物电化学还原法[7]等.其中基于羟基自由基(·OH)的高级氧化法应用较为广泛, 但Tang等[8]的研究发现在UV/Fenton工艺中, 有机物的碳卤单键(C—X)不易断裂, 脱卤效果不佳; 且有研究表明在AOPs反应下易生成有毒物质卤酸盐[6].与AOPs相对应的高级还原技术(advanced reduction processes, ARPs)是一种利用活化手段和还原剂相结合, 生成还原性自由基——水合电子(eaq-)、氢基自由基(H·)和亚硫酸根自由基(SO3-·)等, 能高效还原降解目标物质的技术[9].ARPs在处理难降解的氯代有机物、氟代有机物、无机污染物和一些新型污染物方面都有较好的效果[10].Li等[11]于2012年首次提出基于紫外/亚硫酸盐ARP工艺, 并用于降解氯乙酸.在紫外的照射下, SO32-离子被激活后释放大量具有强还原性的自由基eaq-、SO3-·和H·[式(1)][11], 促使碳卤键断裂, 释放卤离子, 从而实现脱卤, 加强了卤代有机物(HOC)的降解效果; 同时SO32-可发生链式反应, 快速吸收破坏水中溶解氧, 一定程度上抑制了氧化反应的进行, 提升了eaq-的利用率[11].在pH小于10的情况下, 部分SO32-会向HSO3-转化[式(2)][10], HSO3-在紫外辐照下会产生自由基H·和SO3-·[式(3)][12].还原性自由基与HOC的反应过程可减少高毒性物质卤酸盐(XO3-)的产生, 根据其他学者的研究[13, 14], 推测出eaq-与XO3-反应机制可能如式(4)~(7).
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
|
(7) |
目前, 去除含碘造影剂方法多为高级氧化法, 但其在降解过程中污染物去除效果不佳, 且易生成有毒物质卤酸盐, 而基于强还原性自由基的UV/SO32-高级还原工艺, 在高效降解HOC的过程中, 不仅可减少高毒性物质的产生, 还可以保证SO32-被氧化后形成的SO42-离子在一定的浓度范围内基本无害[15], 在环境处理和小分子还原等方面具有极大地应用前景[16].因此, 紫外/亚硫酸盐体系在降解ICM时存在较大的潜力.本研究选取泛影酸钠(sodium diatrizoate, DTZ)作为代表物质, 考察了UV/SO32-工艺在不同初始底物浓度、还原剂浓度、pH值以及背景有机物浓度下对DTZ的降解效率影响; 对比了基于高级氧化法的UV/H2O2对DTZ的降解效果, 并推测了DTZ在UV/SO32-工艺下的降解途径, 以期为未来UV/SO32-降解水中的含碘造影剂类污染物提供参考.
1 材料与方法 1.1 化学试剂无水亚硫酸钠、二水合磷酸二氢钠、十二水合磷酸氢二钠、十水硼酸钠、过氧化氢、浓硫酸和氢氧化钠均由国药集团化学试剂有限公司提供, 其中氢氧化钠是优级纯, 其他为分析纯; 硫代硫酸钠为分析纯, 由天津市赢达稀贵化学试剂厂提供; 腐殖酸为分析纯, 由Sigma-Aldrich公司提供.泛影酸钠别名二醋碘苯酸钠, 分子式为C11H8I3N2NaO4, 性状为白色粉末, 无臭, 易溶于水, 微溶于乙醇, 不溶于乙醚, 50%水溶液pH 6.5~8, 含碘约为59.9%.
1.2 降解实验方案降解实验装置由石英玻璃圆筒容器及磁力搅拌器构成, 紫外灯与磁石保持安全距离插在反应器中央, 防止碰壁或被磁石打碎.石英玻璃外侧用黑色遮光胶布遮盖.原理图如图 1所示.进行反应前, 紫外光预热30 min使光源稳定, 置于反应器正中央使溶液受到均匀的紫外照射.因实验进行时间较短, 忽略温度变化带来的影响.
|
图 1 UV反应器示意 Fig. 1 Schematic diagram of UV reactor |
首先为了对比UV/SO32-与UV/H2O2工艺对DTZ的降解效能, 实验设置与亚硫酸钠浓度梯度(0、5、10、20和50 mmol·L-1)相同的H2O2进行实验, 实验平行测定两次, 取两次结果平均值.在UV/SO32-反应体系中, 分别考察了DTZ浓度(10、25、50和100 μmol·L-1; 取Na2SO3浓度为20 μmol·L-1)、SO32-浓度(0、5、10、20和50 mmol·L-1; 取DTZ浓度为50 μmol·L-1)、pH(磷酸盐缓冲液调pH为5~10); 背景有机物浓度(0.5、1、2和5 mg·L-1; 取DTZ和Na2SO3浓度分别为50 μmol·L-1和20 mmol·L-1).UV/SO32-降解DTZ产物实验选取DTZ和Na2SO3浓度分别为100 mg·L-1和50 mmol·L-1, 更改取样时间为0、1、5、10、30、60和120 min, 用TOF进行检测.
制备10 mmol·L-1DTZ储备液, 50 mmol·L-1猝灭剂(硫代硫酸钠)储备液和H2O2储备液于棕色瓶避光冷藏保存.实验前将少量双氧水原液稀释10 000倍, 用紫外分光光度计在240 nm下测吸光度, 根据实验不同的浓度需求对双氧水进行稀释后使用.紫外分光光度计采用无盖和光程为1 cm的石英比色皿.
本实验开始时先预热30 min紫外灯管, 将猝灭剂提前装入1.5 mL进样瓶.之后在2 L容器中加入1 L超纯水和一定量DTZ储备液使其浓度达到实验要求; 打开搅拌器, 安置灯管; 取空白样放入准备好的进样瓶中; 打开UV灯, 加入实验所需浓度的Na2SO3计时开始反应; 按时间段1、2、5、10、20和30 min, 取样1.0 mL于准备好的进样瓶中, 充分摇匀后避光冷藏保存, 并尽快将同一系列实验样品一同进行检测.
1.3 分析测试方法实验仪器有Aglient 1200液相质谱仪(安捷伦科技有限公司); Aglient LC/MS QQQ 6420超高效液相色谱-质谱联用仪; DR6000紫外分光光度计(哈希公司); IC-2000离子色谱仪(戴安中国有限公司); AL-104分析天平(梅特勒-托利多仪器有限公司); FE-20K pH计(梅特勒-托利多仪器有限公司); Milli-Q A10超纯水仪(默克密理博); 85-2磁力搅拌器(上海司乐仪器有限公司); BOS-1T5 16W紫外灯; 超高效液相色谱-串联四级杆飞行时间质谱联用仪(UPLC-Q-TOF-MS, 布鲁克科技有限公司).
采用高效液相色谱仪(HPLC)分析DTZ浓度, HPLC色谱柱采用Atlantis dC18柱(4.6 mm×250 mm, 5 μm), 柱温箱温度控制在30℃.流动相采用超纯水(C1)和纯甲醇(D2), 检测样品时C1∶D2=70%∶30%, 流速为0.5 mL·min-1, 检测波长为238 nm[17].UPLC-MS色谱柱采用Acquity CSHTM C18柱(2.1 mm×100 mm, 1.7 μm), 柱温箱温度控制在30℃.流动相采用经过膜、超声处理后的0.5%的甲酸水(A1)和纯乙腈(B2), 检测样品时A1∶B2=70%∶30%, 流速为0.2 mL·min-1.
采用超高效液相色谱-串联飞行时间质谱联用仪(UPLC-TOF-MS/MS)检测DTZ降解产物.降解一定时间后, 对样品进行固相萃取.色谱柱为Agilent Zorbax SB-C18(2.1 mm×100 mm, 1.8 μm), 选择负电状态进行检测, 毛细电压为3.5 kV, 干燥气温度和流速分别为350℃和10 L·min-1, 雾化器压力为300 kPa.用含0.1%甲酸的超纯水(A)和甲醇(B)两种流动相, 洗脱梯度如下编程(min, %A)：(0, 5)、(5, 10)、(15, 80)、(20, 80)和(28, 10), 其中%A表示流动相A的百分比.总流速为0.3 mL·min-1, 注射体积为10 μL, 柱温恒定保持在25℃.
2 结果与讨论 2.1 不同UV光处理工艺下DTZ降解效能化学反应速率决定于降解目标物质的浓度、还原剂浓度和pH值等.在UV、UV/SO32-和UV/H2O2工艺对DTZ的降解符合标准一级动力学模型, 即DTZ的降解模型可用式(8)或式(9)表示：
|
(8) |
|
(9) |
式中, c(DTZ)表示各目标污染物的任意时刻浓度, c0(DTZ)表示目标污染物的初始浓度, kobs表示标准一级动力学常数, min-1.
本实验探究了不同浓度H2O2的UV/H2O2工艺和不同浓度SO32-的UV/SO32-工艺对DTZ降解效果, 结果如图 2所示.UV/H2O2工艺对应0~50 mmol·L-1H2O2浓度的kobs为0.17、0.12、0.16、0.18和0.12 min-1, 拟合度(R2)为0.96、0.97、0.99、0.97和0.98. UV/SO32-工艺对应SO32-浓度为0~50 mmol·L-1的kobs为-0.20、-0.37、-0.44、-0.52和-0.62 min-1, R2均为0.99.可知两个工艺的降解规律均符合一级反应动力学模型.
|
图 2 UV/H2O2与UV/SO32-工艺对DTZ的降解效能 Fig. 2 Degradation of DTZ during the UV/H2O2 and UV/SO32- processes |
在UV/H2O2工艺中, H2O2在紫外辐照下产生具有强氧化性的羟基自由基(·OH)[式(10)][18], ·OH与DTZ结合从而达到降解目的.5 min之内泛影酸钠降解率在30%~50%, 前10 min在50%~70%, 20 min后基本都降解90%左右, 反应速率约2.25 μmol·(L·min)-1.由图 2(a)可知降解效率和kobs随H2O2浓度增加呈先增大后减小的趋势.这可能是由于H2O2浓度在20~50 mmol·L-1时, 过量的H2O2会导致氧化性自由基·OH减少.Wu等[18]的研究表明H2O2浓度过高会使H2O2与·OH结合[式(11)], 氧化性减弱, 并且H2O2会有效吸收紫外光, 起到屏蔽作用, 从而光解效率下降.
|
(10) |
|
(11) |
在UV/SO32-工艺中, 前2 min DTZ的降解效率在30%~45%, 达到了UV/H2O2工艺5 min的降解效果.且UV/SO32-工艺5 min的降解效率基本达到90%, 10 min时已达到99.99%, 反应速率约5.00 μmol·(L·min)-1, 是UV/H2O2工艺的两倍多.如图 2(b)可知, DTZ降解效率和kobs的绝对值随Na2SO3浓度升高而增大.通过计算直接光解与还原性自由基攻击降解DTZ的降解效率, 得到两途径的比重约为1∶2, 这表明该工艺降解DTZ的主要途径是还原性自由基攻击降解.因此在降解过程中自由基会迅速与DTZ反应[11], 加速DTZ的降解.Nawaz等[19]研究该工艺降解溴酸盐时也得到同样结论.此外, SO32-光解反应很慢, Li等[11]研究UV/SO32-工艺降解氯乙酸时发现, SO32-在60 min内仅消耗17%.所以UV/SO32-工艺降解DTZ时对还原剂利用效率很高, 且浓度与反应速率之间符合一级动力学模型, 是可以选取浓度较大的SO32-以达到更好的降解效果.但是, Vellanki等[20]研究该工艺还原高氯酸盐时发现在过高浓度SO32-会使光吸收量近100%, 此时降解效率与SO32-浓度不相关.所以就本实验研究结论可选取较高浓度SO32-, 但实际应用时还要考虑更多的反应条件问题, 监测还原剂光吸收量, 以达到成本低、处理效果好的目的.
在相同的实验条件下, UV/SO32-工艺经拟合后一级降解常数明显大于UV/H2O2工艺, 且拟合度更高, 均达到0.98以上, 由此可以确定在本实验中UV/SO32-体系在降解DTZ时效果明显优于UV/H2O2工艺.
2.2 反应条件对DTZ降解的影响 2.2.1 DTZ初始浓度污染物的降解速度与污染物的浓度存在一定的关系, 本实验探究了不同浓度DTZ对UV/SO32-工艺降解DTZ影响.实验结果如图 3所示, DTZ浓度由10~100μmol·L-1, kobs为1.80、1.13、0.76和0.30 min-1, R2为0.96、0.98、0.97和0.99.降解规律符合一级反应动力学模型.
|
图 3 不同DTZ初始浓度下UV/SO32-工艺对DTZ的降解效果 Fig. 3 Effect of initial DTZ concentrations on the DTZ degradation during the UV/SO32- process |
常温条件下, 随DTZ浓度的增加, kobs逐渐减小, 降解效果与DTZ初始浓度呈负相关.前10 min, DTZ浓度为10~50 μmol·L-1几乎全部降解, 100 μmol·L-1的DTZ到30 min时才完全降解.且初始浓度为10 μmol·L-1时降解速率最快, 约2 μmol·(L·min)-1.DTZ浓度过高时降解效率低, 原因一方面可能是DTZ脱去了过多I-, 影响水的透光性, 降低了光量子被吸收量, 导致还原性自由基产量降低.Ge等[21]研究了背景离子对紫外照射下降解苯乙胺类抗生素的影响, 发现I-的存在会在一定程度上抑制光解效率, 因为在紫外照射下I-易被氧化成I2, 使溶液着色.另一方面可能是DTZ竞争吸收了光量子, 使单位Na2SO3吸收的光量子减少而导致的自由基产量下降.Shah等[22]研究了γ射线降解农药硫丹, 当硫丹浓度增加, 更多的自由基会与反应的中间产物相结合, 导致硫丹降解效率下降.所以推测本实验的结果也可能与DTZ中间产物和DTZ竞争自由基有关.此外, Liu等[23]研究该工艺对氯乙烯(VC)降解动力学时表明, 降解速率随VC浓度升高略微减小后基本不变, 如果仅SO3-·是导致VC降解的自由基, 那么随VC浓度增加, 降解效率会上升, 实际结果显示50%~70%的自由基是与VC以外的化合物反应, 例如自由基清除剂.所以在实际水体中, 自由基清除剂对降解效果的影响很大, 而污染物初始浓度对反应过程影响相对不明显.
2.2.2 pH不同pH对UV/SO32-工艺降解实验结果如图 4, pH由5~10, kobs为0.11、0.14、0.20、0.26、0.31和0.32 min-1, R2为0.97、0.97、0.98、0.99、0.99和0.99, 降解效率和kobs随pH升高而增大.10 min时, pH为5~8的实验组分别降解60%、60%、83%和90%, pH为9和10的实验组基本完全降解.pH环境为弱碱性或碱性有利于UV/SO32-工艺降解目标污染.原因是在碱性环境存在较多的OH-, 一定程度上抑制了水合电子向氢氧根转化反应的发生[式(12)和式(13)][24, 25], 从而溶液中含有更多的eaq-.由于DTZ的降解过程由eaq-主导, 所以碱性环境中降解效率更高.
|
(12) |
|
(13) |
|
图 4 不同pH下对UV/SO32-工艺降解DTZ的影响 Fig. 4 Effect of different pH on the degradation of DTZ during the UV/SO32- process |
此外, 在弱碱性和碱性条件下, SO32-与HSO3-相比是自由基的主要贡献者.Li等[11]的研究发现在pH=9.2时, 环境中SO32-对降解氯乙酸贡献率达99%, 而HSO3-对紫外光的吸收很弱, 光活性较差.Jung等[26]研究pH对该工艺降解三氯乙烯(TCE)的影响, 发现pH=11处的SO32-浓度是pH=7的2.3倍, 脱氯效率也提升18.3倍, pH的升高提高了SO3-·的产率, 因此降解效率上升, 同时表明TCE降解效率是由SO3-·主导, 而脱氯速率则是由eaq-支配.Liu等[27]研究该工艺降解1, 2-二氯乙烷时, 发现降解效率以及脱氯速率均随pH增加而升高, 并且高pH下SO32-浓度几乎不会引起脱氯速率的变化.在本实验中可以推测, SO3-·和eaq-分别是DTZ降解和脱碘的主要贡献者.
2.2.3 背景有机物水体中的背景有机物(natural organic material, NOM)会对降解反应过程产生影响.NOM是一种广泛存在于自然界中的物质, 是各种大分子[腐殖酸(HA)、氨基糖等]和小分子物质(糖类和氨基酸类等)的混合物[28].其作为“高活性反应微区”参与光化学过程, 并在微生物呼吸醌过程作为“电子穿梭体”, 对环境污染物的转化起着关键的作用[29].实验得到不同浓度的NOM对DTZ的降解效率和速率常数kobs如表 1所示, R2均为0.99.
|
表 1 不同浓度的天然有机物对UV/SO32-工艺降解DTZ的影响 Table 1 Effects of different concentrations of natural organic matter on the degradation of DTZ during the UV/SO32- process |
由表 1发现DTZ的降解效率和kobs呈先减少后增大又再减少的趋势, 相较不投加HA, HA的存在对降解DTZ有一定的抑制作用.NOM对工艺影响较为复杂, 降解效果变差一方面是由于NOM本身对光有屏蔽作用[30], 使水的透光性变差, 降低了单位溶液光量子的量; 另一方面可能是由于NOM与污染物DTZ竞争自由基, 活性基团会优先与NOM反应.Lin等[31]研究NOM在TiO2/UV工艺降解三氯苯时出现抑制作用, 原因归结为NOM与氧化剂TiO2竞争光量子和NOM与三氯苯竞争TiO2表面活性位.而中间DTZ降解速率升高可能是因为NOM作为光解敏化剂促进了间接光解[21], NOM激发态的能量转移给DTZ而导致的分解.另外, Shah等[22]的研究发现NOM对γ射线降解硫丹过程的抑制作用较弱, 说明这是因为NOM作为自由基清除剂只清扫·OH, 且NOM的分解产物可能参与降解.
2.3 DTZ在UV/SO32-工艺中降解副产物的鉴定与降解途径为了进一步了解DTZ的降解, 本实验通过UPLC-TOF-MS/MS分析了经UV/SO32-辐射0、1、5、10、30、60和120 min的DTZ溶液, 降解过程中各时刻的色谱图, 对其降解产物进行了鉴定.得到在辐照时间为0 min的初始溶液色谱图中, 停留时间为2.16 min的峰是DTZ母体物.对比发现随着反应时间的延长, DTZ的峰面积减小, 峰高降低, 并出现了更多其他峰.其中有些峰的峰高随时间的变化呈先增高后降低趋势, 仅有少数几个峰稳定在120 min时的色谱图.当反应时间足够长, DTZ和一些可降解的产物几乎被完全降解.得到分子色谱后, 对各时刻的峰进行质谱比对, 通过对比结合碎片信息得到可能的4种产物, 分子式如表 2所示.
|
|
表 2 UV/SO32-工艺降解DTZ产物鉴定 Table 2 Identification of DTZ degradation products following the UV/SO32- process |
其降解途径的第一步是质子化, 后根据得到的质谱信息推测出3条线路如图 5所示.第一条线路是碘被·OH原位取代(Ipso-attack), 直接生成TP-504.Azerrad等[32]在研究UV-TiO2工艺降解DTZ时也有报道.第二条线路是脱羧基羟基化[33]生成TP-586, 后脱羟基生成TP-570, 以及·OH取代碘生成TP-476, 后脱去羟基生成TP-460(A/B).第三条线路是一在脱去1号位碘后, 5号位碘被·OH取代, 又断开支链碳氧双键形成TP-336; 二是接着脱去3号位碘, 再分为两条支线, 一条生成TP-350(先断开羧基双键形成醛基, 后断开支链双键, 结合一个氢, 形成羟基)和TP-332; 另一条则继续脱碘, 后发生脱乙酰反应[34], 酰胺键(C—N)断裂, 最后生成间苯二胺或苯甲醇[17, 35].
|
橙色、蓝色和黑色箭头线分别表示1~3号线路 图 5 泛影酸钠在UV/SO32-工艺中降解途径推测 Fig. 5 Possible degradation pathway of DTZ during the UV/SO32- process |
(1) UV/SO32-工艺对DTZ的降解符合一级动力学模型, 降解效能高于UV/H2O2工艺.
(2) 适当提高SO32-浓度有助于加快反应速率; 弱碱性和碱性环境有利于提高降解效率; 背景有机物对UV/SO32-降解DTZ有一定抑制作用.
(3) UV/SO32-工艺降解DTZ存在直接光解和还原性自由基攻击降解两种途径, 还原性自由基为主要途径.DTZ降解由SO3-·自由基主导, 而脱碘速率则由水合电子控制.
(4) 在UV/SO32-工艺下DTZ的降解主要反应有取代、脱羧基羟基化以及脱乙酰反应, 推测最后降解为小分子间苯二胺或苯甲醇.
| [1] | Ternes T A, Joss A, Siegrist H. Peer reviewed: scrutinizing pharmaceuticals and personal care products in wastewater treatment[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(20): 392A-399A. |
| [2] |
付顺, 孙越. 碘代消毒副产物在净水工艺中的生成机制与控制措施[J]. 环境化学, 2016, 35(6): 1153-1163. Fu S, Sun Y. Formation mechanism and control measures of iodinated disinfection by-products in drinking water process[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(6): 1153-1163. |
| [3] | Duirk S E, Lindell C, Cornelison C C, et al. Formation of toxic iodinated disinfection by-products from compounds used in medical imaging[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(16): 6845-6854. |
| [4] | Tian F X, Xu B, Lin Y L, et al. Photodegradation kinetics of iopamidol by UV irradiation and enhanced formation of iodinated disinfection by-products in sequential oxidation processes[J]. Water Research, 2014, 58: 198-208. DOI:10.1016/j.watres.2014.03.069 |
| [5] | Hoigné J, Bader H. The role of hydroxyl radical reactions in ozonation processes in aqueous solutions[J]. Water Research, 1976, 10(5): 377-386. DOI:10.1016/0043-1354(76)90055-5 |
| [6] | Joss A, Zabczynski S, Göbel A, et al. Biological degradation of pharmaceuticals in municipal wastewater treatment: proposing a classification scheme[J]. Water Research, 2006, 40(8): 1686-1696. DOI:10.1016/j.watres.2006.02.014 |
| [7] | De Gusseme B, Hennebel T, Vanhaecke L, et al. Biogenic palladium enhances diatrizoate removal from hospital wastewater in a microbial electrolysis cell[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(13): 5737-5745. |
| [8] | Tang H Q, Xiang Q Q, Lei M, et al. Efficient degradation of perfluorooctanoic acid by UV-Fenton process[J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 184: 156-162. DOI:10.1016/j.cej.2012.01.020 |
| [9] | Yu H, Nie E, Xu J, et al. Degradation of diclofenac by advanced oxidation and reduction processes: kinetic studies, degradation pathways and toxicity assessments[J]. Water Research, 2013, 47(5): 1909-1918. DOI:10.1016/j.watres.2013.01.016 |
| [10] |
杨世迎, 张宜涛, 郑迪. 高级还原技术: 一种水处理新技术[J]. 化学进展, 2016, 28(6): 934-941. Yang S Y, Zhang Y T, Zheng D. Advanced reduction processes: a novel technology for water treatment[J]. Progress in Chemistry, 2016, 28(6): 934-941. |
| [11] | Li X C, Ma J, Liu G F, et al. Efficient reductive dechlorination of monochloroacetic acid by sulfite/UV process[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(13): 7342-7349. |
| [12] | Fischer M, Warneck P. Photodecomposition and photooxidation of hydrogen sulfite in aqueous solution[J]. Journal of Physical Chemistry, 1996, 100(37): 15111-15117. DOI:10.1021/jp953236b |
| [13] | Siddiqui M, Amy G, Ozekin K, et al. Alternative strategies for removing bromate[J]. Journal American Water Works Association, 1994, 86(10): 81-96. DOI:10.1002/j.1551-8833.1994.tb06263.x |
| [14] | Bensalah N, Nicola R, Abdel-Wahab A. Nitrate removal from water using UV-M/S2O42- advanced reduction process[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2014, 11(6): 1733-1742. DOI:10.1007/s13762-013-0375-0 |
| [15] |
孙培德, 朱孟驹, 李旭春, 等. 亚硫酸盐/紫外体系的还原脱卤效能[J]. 环境科学学报, 2016, 36(12): 4384-4391. Sun P D, Zhu M J, Li X C, et al. Dehalogenation efficiency of the sulfite/UV process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(12): 4384-4391. |
| [16] | 蔡乐娟. 亚硫酸钠促进CO2和N2光化学还原反应的研究[D]. 武汉: 华中师范大学, 2016. |
| [17] |
王晓晓, 王兆慧, 柳建设. 热活化过硫酸盐氧化降解水体中泛影酸钠的研究[J]. 环境科学学报, 2019, 39(5): 1519-1526. Wang X X, Wang Z H, Liu J S. Degradation of sodium diatrizoate by thermally activated persulfate oxidation process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(5): 1519-1526. |
| [18] | Wu C L, Shemer H, Linden K G. Photodegradation of metolachlor applying UV and UV/H2O2[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2007, 55(10): 4059-4065. DOI:10.1021/jf0635762 |
| [19] | Nawaz S, Shah N S, Khan J A, et al. Removal efficiency and economic cost comparison of hydrated electron-mediated reductive pathways for treatment of bromate[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 320: 523-531. DOI:10.1016/j.cej.2017.03.011 |
| [20] | Vellanki B P, Batchelor B. Perchlorate reduction by the sulfite/ultraviolet light advanced reduction process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 262: 348-356. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.08.061 |
| [21] | Ge L K, Chen J W, Qiao X L, et al. Light-source-dependent effects of main water constituents on photodegradation of phenicol antibiotics: mechanism and kinetics[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(9): 3101-3107. |
| [22] | Shah N S, Khan J A, Nawaz S, et al. Role of aqueous electron and hydroxyl radical in the removal of endosulfan from aqueous solution using gamma irradiation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 278: 40-48. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.05.073 |
| [23] | Liu X, Yoon S, Batchelor B, et al. Degradation of vinyl chloride (VC) by the sulfite/UV advanced reduction process (ARP): effects of process variables and a kinetic model[J]. Science of the Total Environment, 2013, 454-455: 578-583. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.03.060 |
| [24] | Wren J C, Ball J M, Glowa G A. The chemistry of iodine in containment[J]. Nuclear Technology, 2000, 129(3): 297-325. DOI:10.13182/NT129-297 |
| [25] | Kim A Y, Kim H C, Lee J Y, et al. Kinetic behaviors of eaq- and ·OH radical in water radiolysis[A]. In: Transactions of the Korean Nuclear Society Spring Meeting[C]. Korea: Korean Nuclear Society, 2015, 1-4. |
| [26] | Jung B, Farzaneh H, Khodary A, et al. Photochemical degradation of trichloroethylene by sulfite-mediated UV irradiation[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2015, 3(3): 2194-2202. DOI:10.1016/j.jece.2015.07.026 |
| [27] | Liu X, Vellanki B P, Batchelor B, et al. Degradation of 1, 2-dichloroethane with advanced reduction processes (ARPs): effects of process variables and mechanisms[J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 237: 300-307. DOI:10.1016/j.cej.2013.10.037 |
| [28] | Gremm T J, Kaplan L A. Dissolved carbohydrate concentration, composition, and bioavailability to microbial heterotrophs in stream water[J]. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 1998, 26(3): 167-171. DOI:10.1002/(SICI)1521-401X(199805)26:3<167::AID-AHEH167>3.0.CO;2-Q |
| [29] |
陈蕾, 沈超峰, 王郑, 等. 天然有机质对环境污染物的转化过程的介导作用[J]. 生态环境学报, 2013, 22(7): 1244-1249. Chen L, Shen C F, Wang Z, et al. Transformation of environmental pollutants mediated by natural organic matter[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2013, 22(7): 1244-1249. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2013.07.026 |
| [30] |
黄亚君, 欧晓霞, 胡友彪. 腐殖酸光敏化机理及其影响因素研究进展[J]. 湖北农业科学, 2017, 56(1): 1-4, 31. Huang Y J, Ou X X, Hu Y B. Research progress on photosensitizing mechanism and influencing factors of Humic acid[J]. Hubei Agricultural Sciences, 2017, 56(1): 1-4, 31. |
| [31] | Lin C, Lin K S. Photocatalytic oxidation of toxic organohalides with TiO2/UV: the effects of humic substances and organic mixtures[J]. Chemosphere, 2007, 66(10): 1872-1877. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.08.027 |
| [32] | Azerrad S P, Eversloh C L, Gilboa M, et al. Identification of transformation products during advanced oxidation of diatrizoate: effect of water matrix and oxidation process[J]. Water Research, 2016, 103: 424-434. DOI:10.1016/j.watres.2016.07.066 |
| [33] | Hu J, Dong H Y, Qu J H, et al. Enhanced degradation of iopamidol by peroxymonosulfate catalyzed by two pipe corrosion products (CuO and δ-MnO2)[J]. Water Research, 2017, 112: 1-8. DOI:10.1016/j.watres.2017.01.025 |
| [34] | 张苗. 亚铁活化过硫酸盐高级氧化技术降解水中碘类污染物的研究[D]. 太原: 太原理工大学, 2018. |
| [35] | Velo-Gala I, López-Peñalver J J, Sánchez-Polo M, et al. Ionic X-ray contrast media degradation in aqueous solution induced by gamma radiation[J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 195-196: 369-376. DOI:10.1016/j.cej.2012.04.046 |