偶氮染料4BS光解动力学和总氮脱除的初步研究

采用单独紫外光氧化降解偶氮染料直接耐酸大红(4BS),研究了不同因素对4BS光解效果的影响,并初步考察了光解对4BS溶液总氮的去除效果. 结果表明,单独紫外光氧化法对4BS及溶液中的总氮有一定的去除效果. 在非强碱性条件下,4BS的光解过程符合准一级反应动力学模型. 速率常数随紫外光强的增强而增大,并且与初始ρ(4BS)呈负相关关系. 溶液pH是影响光解反应的重要因素,速率常数随pH升高而增加显著,强碱性条件下光解速率最快. 光解对溶液中总氮的去除分为三步,含氮结构的发色基团易吸收紫外光,在反应初期被降解而生成气态含氮物,生成的中间产物比较稳定,需要经过一段时间的能量积累才能继续降解,从而总氮的去除率再次升高.      

阿特拉津污染水体净化技术与降解机理

阿特拉津污染水体对动物、植物和人类的影响具有全球性。阐述了受阿特拉津污染水体的几种净化技术及其近期研究进展,包括物理吸附、光解、高级氧化技术以及多种技术的协同与联用。并根据上述净化技术对阿特拉津降解中间产物的鉴定结果,分析并总结了阿特拉津的多种降解途径与降解机理。最后指出现今阿特拉津污染水体净化技术的不足之处及其未来发展方向。     

O3/H2O2降解阿特拉津影响因素研究

摘要采用O3/H2O2,氧化去除水中内分泌干扰物阿特拉津,考察了反应条件及水质对去除的影响,并对反应机制进行了初步探讨。阿特拉津初始浓度2mg/L,投量为7．5mg/L的O3,单独氧化去除率为27．2％;相同O3投量下,控制H2O2/O,摩尔比为0．75,5min阿特拉津的去除率最高可达96．5％;pH值为7．5～8．5,温度在25～40℃的范围内,都维持了较高的去除率,表明H2O2/O3,体系对阿特拉津的去除效果良好,降解速度快,反应条件温和。0．5mg/L的腐殖酸,对阿特拉津的去除影响不大,腐殖酸浓度为1、2和5mg/L时,平均去除率分别为63．4％、50．7％和30．2％;碳酸氢钠的浓度为50和200mg/L时,去除率分别为88．1％和73．8％,说明水质对阿特拉津的去除影响较大。叔丁醇的浓度为5和20mg/L时,阿特拉津的去除率分别降低到44．7％和27．5％,去除率随自由基抑制剂叔丁醇增加而降低,说明H2O2/O3降解阿特拉津主要为该体系产生的羟基自由基的贡献。     

纳米FeO作用下4-氯酚的脱氯特性及机理

采用化学还原法制备了纳米Fe^O, ESEM测定结果表明其颗粒在1～100 nm内. 实验表明这些纳米Fe^O能在20 h内将初始浓度为20 mg/L的4-氯酚完全降解, Fe^O对4-CP的还原脱氯是主要去除途径. 苯酚是脱氯反应的主要产物. 当4-CP的初始浓度由20　mg/L增大到50, 100, 150　mg/L时, 其相对去除率明显降低, 但绝对降解量有较大提高. 温度不仅影响脱氯速率, 而且影响4-CP去除的途径. 30℃时, 脱氯反应为主要反应; １０℃时, 较易产生氧化产物. Fe原子的迁移过程在4-CP的降解中也是一个重要的限速步骤. 此外, 纳米Fe^O具有很好的稳定性, 在受试的379　h内, 纳米Fe^O能够应对不同浓度冲击及反复投加的4-氯酚冲击的能力.     

基因工程菌生物强化MBR工艺处理阿特拉津试验研究

以生活污水为共基质,考察了基因工程菌在MBR和活性污泥反应器中对阿特拉津的生物强化处理效果,以及生物强化处理对污泥性状的影响.结果表明,基因工程菌在MBR中对阿特拉津具有很好的生物强化处理效果,阿特拉津平均出水浓度为0.84 mg/L,平均去除率为95%,最大去除负荷可以达到70 mg/(L·d).生物强化的MBR对生活污水中COD的平均去除率为71%,COD平均出水浓度65 mg/L,COD容积负荷增加对COD去除效果有一定影响;对生活污水中的氨氮具有很好的去除效果,氨氮平均出水浓度为1.1 mg/L,平均去除率为97%,最大氨氮去除负荷为143 mg/(L·d).与普通MBR污泥相比,生物强化MBR污泥的硝化活性和亚硝化活性略高,碳氧化活性略低,因此表现出氨氮处理效果很好,COD处理效果略差.阿特拉津的存在会对污泥性状产生影响,可能是造成污泥碳氧化活性低的原因.     

蜂窝陶瓷催化臭氧化降解水中草酸的研究

实验比较了单独臭氧氧化、蜂窝陶瓷催化臭氧化和蜂窝陶瓷催化剂吸附3种工艺去除水中草酸的降解效果.结果表明,蜂窝陶瓷催化臭氧化、单独臭氧氧化和蜂窝陶瓷催化剂吸附对水中草酸的去除率分别为37 .6%、2 .2%和0 .4%,蜂窝陶瓷催化剂的存在显著提高了臭氧氧化降解水中草酸的去除效果.添加叔丁醇的浓度为5、10和15 mg·L^-1时,催化臭氧化对草酸的去除率分别降低了24 .1%、29 .0%和30 .1%,证明蜂窝陶瓷催化臭氧化降解水中草酸遵循·OH氧化机理,即非均相的催化剂表面强化了·OH的引发.TOC测试结果显示,蜂窝陶瓷催化臭氧化工艺可以将草酸彻底矿化,无中间产物生成.反应温度与草酸的去除效果成正相关性,当水体温度为10、20、30和40℃时,蜂窝陶瓷催化臭氧化降解水中草酸的去除率分别为16 .4%、37 .6%、61 .3%和68 .2%.     

紫外光降解水中痕量NDMA的效能研究

采用紫外光降解水中痕量亚硝基二甲胺(NDMA),研究了NDMA初始浓度、溶液pH值、光照面积、紫外光辐射强度以及水质对紫外光降解NDMA的影响.结果表明,紫外光能够有效降解水中的NDMA,紫外光解反应5min, NDMA去除率可以达到97.5%.初始浓度对NDMA的光降解去除率影响不大.随着pH值升高,紫外光解NDMA的反应速率呈现下降趋势,低pH值条件下光量子产率较高,溶液pH=2.2时NDMA具有最大光降解速率.NDMA的去除率随着有效光照面积的增大而增大,紫外光辐射强度的增加有利于NDMA的去除.水质对紫外光降解NDMA具有一定的影响,在自来水和江水为背景的2种对比体系中,光解NDMA去除率分别为96.7%和94.8%     

淋土式介质阻挡放电等离子体修复阿特拉津污染土壤

介绍了淋土式介质阻挡放电等离子体修复阿特拉津污染土壤的方法,探究了土壤特性及等离子体发生参数对阿特拉津降解效果的影响并对中间产物进行检测与分析。结果表明:增加电压和频率有利于提高阿特拉津降解率,降低能量效率;增加初始浓度会导致降解率下降,能量效率上升;而增加土壤粒径或降低pH则导致降解率和能量效率下降;含水率增加使得降解率和能量效率先增后减。在峰-峰值36 kV,电源频率为200 Hz, pH=7.03条件下,60~80目的10 mg/kg阿特拉津污染干土经过50 s放电后阿特拉津降解率为70.95%,能量效率为0.014 mg/kJ。利用液相色谱质谱联用对中间产物进行测定,发现产物主要为脱烷基、脱氯和酮或醛等类阿特拉津产物,未检测到低聚物的生成。由于低温等离子体在土壤颗粒周围产生,使得臭氧和·OH等短寿命活性物种共同参与污染物降解过程,使得反应器降解效果得到增强。     

抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津

研究了抗坏血酸还原降解土壤中阿特拉津的效率、影响因素和途径。结果表明:抗坏血酸能有效降解土壤中阿特拉津。当抗坏血酸浓度为20 mmol/L,初始pH为7. 0,温度为20℃时,土壤中阿特拉津降解率达到85. 5%,降解速率为0. 117 d-1。氧气会增加抗坏血酸的消耗量,从而抑制土壤中阿特拉津的降解。在20～50℃内增加反应温度能促进土壤中阿特拉津的降解,抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22. 6 k J/mol。抗坏血酸在碱性条件下降解阿特拉津的效率显著高于中性和酸性。抗坏血酸降解阿特拉津的途径主要包括脱氯、脱烷基和羟基化反应。     

UV/PS降解水中2,4-二氯苯酚及毒性评价研究

比较采用PS,UV/PS 2种工艺降解2,4-DCP的去除效果、一级反应动力学;考察不同氧化剂(PS)剂量、不同初始浓度的2,4-DCP、腐殖酸条件对该光解反应速率常数的影响以及采用发光菌青海弧菌-Q67来评价2,4-DCP和光解过程中间产物溶液对生态环境的毒性评价.实验结果表明,单独PS工艺光解2,4-DCP去除率仅有4%,而UV/PS光解2,4-DCP去除率高达96.4%,充分说明UV/PS工艺可高效去除2,4-DCP,且其反应基本遵循拟一级反应动力学,一级反应动力学常数为35.1×10~(-3)min~(-1).UV/PS降解2,4-DCP的降解率和反应速率常数随着氧化剂(PS)的增加而增大,随着2,4-DCP初始浓度增大而降低.随着腐殖酸初始浓度的增大,有先增大后变小的过程.毒性评价实验中,随着2,4-DCP光解45min,发光菌抑制率降低,溶液对环境毒性在降低,且从长期时间规律来看,同一氧化时间溶液对发光菌相对抑制率与发光菌接触时间没有关系.     

UV/微曝气联用工艺对内分泌干扰物BP的去除效果和影响因素

采用新型工艺UV/微曝气对水中内分泌干扰物4-叔丁基苯酚（BP）进行降解研究.结果表明,UV/微曝气是一种高级氧化法,可以有效去除水中BP;UV/微曝气联用工艺降解BP受本底TOC值、BP初始浓度值、UV光强以及溶液初始pH影响较大.随着TOC值的降低,BP降解速率k₁迅速增加;随着光强的增大,BP的降解速率呈线性增长;在189～410 μg/L浓度范围内,k₁随着BP浓度的增大而逐步增大,在410～971 μg/L浓度的范围内,k₁随着浓度的增大而逐步降低;pH 2.77～4.01范围内UV/微曝气对BP降解速率较大,pH 4.70～8.16范围内UV/微曝气对BP降解速率较低.     

不同波段紫外光对微囊藻毒素光降解的影响

为优化光降解法去除饮用水中的微囊藻毒素,分别用UVA(l=300～400nm)和UVC(l=253.7nm)2种紫外光源研究了紫外光波长对MC-RR降解效率的影响.结果表明,不同波段的紫外光具有不同的催化效率和降解中间产物.在UVA下照射12h后,MC-RR仍有30%～50%残余,同时产生2种几何异构体4(Z)-Adda-MC-RR和6(Z)-Adda-MC-RR,且二者在整个反应过程中保持恒定的比例.而在UVC下,MC-RR除生成2种异构体外,还生成中间产物[三环-Adda]MC-RR,在0.850mW/cm2光强下照射60min后,这些中间产物随MC-RR一起基本消失.两种情况下,MC-RR浓度随时间的变化均可用二级反应速率方程描述,表观反应速率常数(k)均随着光强度的增加而增大.尽管UVC强度仅为UVA的10%,但MC-RR在UVC下的反应速率常数却比UVA下高了近2个数量级.这表明,利用光降解技术去除饮水中的微囊藻毒素宜选用UVC光源.     

UV工艺降解阿特拉津机理及对DBPFP的影响规律

对不同UV光氧化工艺降解水溶液中阿特拉津（ATZ）的动力学和机理,以及对后续氯化处理过程中溶液需氯量和消毒副产物生成势（DBPFP）的影响规律与机理进行了系统研究.结果表明,ATZ在不同UV光氧化工艺中的降解均符合准一级反应动力学.ATZ在单独UV辐照工艺中的去除效率相对较低;UV/H₂O₂工艺对ATZ具有相对较高的去除效率,且其去除率随H₂O₂浓度的增大呈现出先增加后降低的变化趋势;UV/TiO₂工艺降解去除ATZ的效率较单独UV辐照和UV/H₂O₂工艺低,ATZ在UV/TiO₂工艺中的降解与溶液透光率和氧化活性物种（ROS）生成量存在直接关系;UV/H₂O₂/TiO₂工艺中,ATZ的降解速率较UV/TiO₂工艺有所提高.ATZ水溶液经不同UV光氧化工艺预处理和氯化处理后,均检出了5种消毒副产物（DBPs）,其中三氯甲烷（TCM）和三氯丙酮（TCP）为主要氯化DBPs.本研究表明,在不同UV光氧化预处理过程中,ATZ具有不同的降解路径,进而对ATZ水溶液在后续氯化过程中的DBPPF产生显著影响.     

UV/Cl工艺对三氯生的去除与降解机理研究

对UV/Cl高级氧化工艺降解水中广谱抗菌剂三氯生（TCS）进行研究,对比单一UV、单一Cl和UV/Cl工艺对TCS的去除效果.考察UV光强、余氯初始浓度、溶液pH值和氨氮浓度等因素对反应的影响,探究TCS在UV/Cl工艺中的降解机理,评估其生态风险.结果表明,与单一UV、单一Cl相比,TCS在UV/Cl工艺中降解效果较好,反应符合准一级反应动力学,降解速率常数随UV光强、余氯初始浓度增大而增大,随NH₄⁺-N浓度的增加而减小.基于HRMS Q-TOF解析出17种中间产物,提出了降解反应路径.发光细菌毒性分析和ECOSAR预测均表明,TCS在UV/Cl工艺中产生毒性较高的中间产物,随着反应的进行,产生了毒性较低的中间产物,生态环境风险得以减少.     

UV/H_2O_2工艺降解微囊藻毒素-LR

采用UV/H2O2联合工艺,研究了光强、初始浓度、H2O2投加量、pH及阴离子对微囊藻毒素-LR (MC-LR)去除率的影响.结果表明,单独H2O2对MC-LR基本无去除效果;单独UV工艺可以一定程度上降解MC-LR;而UV/H2O2联合工艺由于发生协同作用明显提高降解效率.试验发现,随着光强的增大,MC-LR的去除率不断提高;随着MC-LR初始浓度的增大,其去除率不断降低;随着H2O2投加量的增大,降解速率常数逐渐增大,当H2O2投加量由1 mmol/L增大到3 mmol/L时,降解速率常数由0.0844上升到0.1664;当pH为3.13时,在相同条件下MC-LR的去除效果最好;阴离子的投加不利于MC-LR的降解,其中CO2-3、NO-3影响最大.     

水溶液中对叔辛基酚的紫外光降解研究

研究了185nm紫外光对薄液层中对叔辛基酚(4-OP)的作用规律,考察了初始浓度、液层厚度、光强等因素对4-OP的降解效果的影响.结果表明,用该方法降解水中4-OP,在4-OP初始浓度10mg/L,液层厚度为2mm,光照距离为10cm,光照45min后,去除率可达到95%以上,其降解过程符合表观一级反应动力学特征.     

UV/H2O2工艺降解微囊藻毒素-LR

采用UV/H₂O₂联合工艺,研究了光强、初始浓度、H₂O₂投加量、pH及阴离子对微囊藻毒素-LR (MC-LR)去除率的影响.结果表明,单独H₂O₂对MC-LR基本无去除效果;单独UV工艺可以一定程度上降解MC-LR;而UV/H₂O₂联合工艺由于发生协同作用明显提高降解效率.试验发现,随着光强的增大,MC-LR的去除率不断提高;随着MC-LR初始浓度的增大,其去除率不断降低;随着H₂O₂投加量的增大,降解速率常数逐渐增大,当H₂O₂投加量由1 mmol/L增大到3 mmol/L时,降解速率常数由0.084 4上升到0.166 4;当pH为3.13时,在相同条件下MC-LR的去除效果最好;阴离子的投加不利于MC-LR的降解,其中CO^2-₃、NO^-₃影响最大.     

基于细管流紫外反应系统探讨紫外和真空紫外/紫外辐照下水中微量磺胺甲噻二唑的光降解效果

水环境中存在的微量有机污染物可在较低浓度下对人类造成较大的危害.基于细管流紫外反应系统(MFPS)研究了典型微量有机污染物磺胺甲噻二唑(SML)在紫外(UV)和真空紫外/紫外(VUV/UV)辐照下的光降解过程,发现SML在VUV/UV辐照下的降解速率明显快于UV辐照.采用MFPS测定了各光化学动力学参数:UV和VUV/UV辐照下光子剂量基反应速率常数分别为0.88×10~3和4.64×10~3m~2·einstein-1;量子产率分别为0.227和0.379;羟基自由基(HO·)和SML的二级反应速率常数测定为6.59×10~9L·mol~(-1)·s~(-1).探讨了pH值和初始SML浓度对降解效果的影响,结果表明,VUV/UV辐照下pH 7.0时的SML降解速率达到最大,而UV辐照下SML的降解速率随pH增加而逐渐增大;初始SML浓度的增大会降低UV和VUV/UV辐照下的降解速率.此外,本研究表明MFPS作为实验室光反应系统可快速、准确地测量各光反应动力学参数,VUV/UV在去除水中微量有机污染物方面的效果优于UV,可较好的处理水中微量有机污染物.