Fe(Ⅱ)/K2S2O8对水体中As(Ⅲ)的氧化研究

研究了Fe(Ⅱ)/K2S2O8对水体中As(Ⅲ)的氧化作用,以及pH值、Fe(Ⅱ)初始浓度等因素对氧化As(Ⅲ)的影响,并且采用分子探针法的竞争性实验鉴定了体系中产生的活性中间体,探讨了K2S2O8在Fe(Ⅱ)存在的条件下对As(Ⅲ)的氧化机理。     

17α-乙炔基雌二醇在铁(Ⅲ)-草酸盐配合物体系中的光降解

以125 W高压汞灯为光源,研究了水中17α-乙炔基雌二醇(EE2)在铁(Ⅲ)-草酸盐(Ox)配合物体系中的光降解;考察了初始pH,c(Fe(Ⅲ))/c(Ox)配比及EE2初始质量浓度对EE2光降解的影响.结果表明:铁(Ⅲ)-草酸盐体系能引发EE2的光降解.在pH为3.50,c(Fe(Ⅲ))/c(Ox)为10.0/120.0时,光照160min;ρ(EE2)为2.0mg/L时的EE2光降解效率可达53.5%.在pH为3.00～6.00的实验范围内,当pH为3.00～4.00时,EE2的光降解效率最高;在ρ(EE2)为2.0～10.0 mg/L时,EE2的光降解效率随溶液中初始ρ(EE2)的增加而降低.      

Fe(Ⅲ)催化过氧化氢分解影响因素分析

在2.0≤pH≤5.1、0.2 mmol·L-1≤[H2O2]0＜100 mmol·L-1和0.05 mmol·L-1≤[Fe(Ⅲ)]0≤0.5 mmol·L-1的试验条件下,考察了不含有机物的反应体系中[H2O2]0/[Fe(Ⅲ)]0、[Fe(Ⅲ)]0、pH及Fe(Ⅲ)水解形态等因素对类-Fenton反应中Fe(Ⅲ)催化分解H2O2动力学的影响.结果表明,在[Fe(Ⅲ)]0一定时,H2O2分解存在最佳[H2O2]0/[Fe(Ⅲ)]0摩尔比;当[H2O2]0一定时,Fe(Ⅲ)催化H2O2分解可用二级动力学反应进行描述,其二级动力学常数кd为22.21 L·mol-1·min-1;Fe(Ⅲ)催化H2O2分解的最佳pH为3.0;H2O2的分解速率随着Fe(Ⅲ)水解时问的增加而降低,Fe(Ⅲ)存在形态对H2O2催化分解起主导作用.     

Fe(Ⅲ)存在下全氟辛酸紫外光降解机理

全氟辛酸(PFOA)因其环境持久性,潜在生物积累性和生物毒性逐渐受到人们的关注。PFOA中含有多个键能极高的C-F化学键,因此普遍认为PFOA自然降解非常困难。以前的研究显示PFOA的降解条件非常苛刻,对能量要求极高。因为Fe(Ⅲ)可以和含有羧酸的化合物络合,其络合产物有很强的光敏性的特点,因此研究Fe(Ⅲ)存在条件下,PFOA是否发生光降解反应以及降解的机理非常有意义。研究发现在180 min内,97.8%的PFOA(初始浓度48.4μmol/L)被分解变成短链的全氟化合物和氟离子,脱氟率26.5%。电子顺磁共振和自由基猝灭实验结果显示PFOA的降解是一个逐步脱氟的反应。PFOA的降解路径一方面Fe(Ⅲ)在UV光的催化下产生羟基自由基,羟基自由基攻击PFOA达到降解的目的;另一方面PFOA和Fe(Ⅲ)形成一种络合物,该络合物受光催化进行分解使PFOA逐步脱氟。研究证实PFOA可以在Fe(Ⅲ)和UV的参与下降解,而阳光中含有大量的紫外光,说明自然阳光下存在PFOA人为辅助自然降解的可能,这将为PFOA污染的修复和治理提供新的方向。     

UV/Fe(Ⅲ)-富马酸盐体系对印染废水中橙黄Ⅱ的降解效果

为研究Fe(Ⅲ)-富马酸盐体系对染料废水的降解效果,在紫外光照射下进行Fe(Ⅲ)-富马酸盐体系中橙黄Ⅱ的光氧化反应试验,考察溶液中初始c〔Fe(Ⅲ)〕、ρ(橙黄Ⅱ)和c(富马酸钠)及溶液p H对橙黄Ⅱ去除率的影响.结果表明,当溶液p H为3~7时,Fe(Ⅲ)-富马酸盐体系对橙黄Ⅱ的去除率随着溶液p H的减小而增大.当溶液中c〔Fe(Ⅲ)〕为25μmol/L、ρ(橙黄Ⅱ)为25mg/L、c(富马酸钠)为250μmol/L、p H为3时、光照反应50 min后橙黄Ⅱ的去除率接近于100%,TOC去除率接近60%.橙黄Ⅱ的去除率随溶液中初始c〔Fe(Ⅲ)〕的增加而逐渐升高,而初始c(富马酸钠)的变化对橙黄Ⅱ的去除率影响不显著.动力学分析表明,橙黄Ⅱ光降解过程符合准一级动力学方程.试验采用荧光法验证了体系反应过程中·OH的产生,有助于对橙黄Ⅱ降解机理的进一步研究.     

硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA厌氧还原过程特性及微生物群落分析

在生物法烟气脱硫技术(Bio-FGD)和络合吸收生物还原脱硝技术(BioDeNO_x)基础上,提出了生物结合络合吸收同步脱硫脱硝的工艺思路,该工艺利用加入Fe(Ⅱ)EDTA的碱性吸收液同时吸收烟气中的二氧化硫(SO_2)和一氧化氮(NO).本研究在厌氧反应器中实现烟气脱硫脱硝吸收产物硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA的同步去除.结果表明,水力停留时间为16 h,p H维持在7.0时,硫酸盐的平均去除率为95.16%,Fe(Ⅱ)EDTA-NO的平均去除率为96.61%.硫酸盐的还原产物主要以液相中硫离子和气相中硫化氢的形式存在,Fe(Ⅱ)EDTA-NO的最终还原产物为N2.反应运行的各个阶段均可实现Fe(Ⅲ)EDTA的还原,但还原率会随HRT降低而下降.第5阶段反应器中主要的硫酸盐还原菌为Desulfomicrobium,同时存在异养反硝化菌Pseudomonas与两种硫自养反硝化菌Sulfurimonas与Sulfurovum,并发现了两种具有还原单质硫功能的菌属Thermovirga与Mesotoga.     

Cr(Ⅵ)在Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系中紫外光还原研究

研究了在紫外光照射下,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐溶液对Cr(Ⅵ)的光还原反应.同时,考察了溶液pH值、Fe(Ⅲ)浓度、柠檬酸盐浓度、Cr(Ⅵ)初始浓度对光还原效率的影响,并分析了光还原反应的动力学.研究结果表明,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系能光还原Cr(Ⅵ),在pH为2.0～6.0的范围内,Cr(Ⅵ)的还原率随着溶液初始pH值的降低而增大.当pH值为2.0、Fe(Ⅲ)浓度为10μmol·L-1、柠檬酸盐浓度为250μmol·L-1及Cr(Ⅵ)初始浓度为19.2μmol·L-1时,光照反应8min后Cr(Ⅵ)的最大还原率达到100%,但当pH值增加到6.0时,Cr(Ⅵ)的最大还原率下降到19%;当Cr(Ⅵ)的初始浓度在9.6～96.0μmol·L-1的范围内时,Cr(Ⅵ)光还原反应的初始速率随着Fe(Ⅲ)、柠檬酸盐(cit3)、Cr(Ⅵ)初始-浓度的增加而增加.表观动力学方程为:-dCCr(Ⅵ)/dt=0.1019[Cr(Ⅵ)]0.[Fe(Ⅲ)]0.[cit3]0..536-25     

Fe(Ⅲ)-oxalic acid对水体中邻苯二甲酸二甲酯的光降解

Fe(III)-oxalic acid配合物是天然水体中广泛存在的光活性物质。系统考查了pH值、oxalic acid及投加方式等因素对DMP降解的影响。导致DMP的降解活性物种·OH来自Fe(III)-oxalic acid络合物、Fe(III)的光致激发以及由此引发的Fenton反应过程。当Fe(III)和oxalic acid的浓度比为1∶10时,pH=3.0为最佳酸度;在此酸度下,Fe(III)和oxalic acid的浓度比为1∶9~1∶20时达到最高降解效率。说明了pH和Fe(III)物种存在形式对·OH产生机制的影响。最后对比讨论了体系中oxalic acid对Fe(III)/Fe(II)变化规律的影响。     

Fe(Ⅲ)-OH配合物同时引发水中Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化

在250 W照明金属卤化物灯(λ≥313 nm)照射下,Fe(Ⅲ)-OH配合物能同时引发水中Cr(Ⅵ)的光还原和偶氮染料甲基橙的光氧化,并且同时Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化效率都较Fe(Ⅲ)-OH配合物单独作用下的效率有明显提高.在c(Fe(Ⅲ)),c(Cr(Ⅵ))和c(甲基橙)为25～200 μmol/L时,pH=3.0是最佳值;c(Fe(Ⅲ))的增加同时有利于Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化;c(Cr(Ⅵ))为25 μmol/L时,其自身光还原的初始速率最大,甲基橙光氧化反应初始速率则随c(Cr(Ⅵ))和c(甲基橙)的增大而减小.      

Fe(Ⅲ)-(S,S)-乙二胺-N,N'-二琥珀酸体系中Cr(Ⅵ)的紫外光还原

将易生物降解的天然螯合剂乙二胺-N,N'-二琥珀酸(EDDS)与Fe(Ⅲ)结合形成Fe(Ⅲ)-EDDS体系并用于处理水中Cr(Ⅵ).在紫外光照射下利用该体系对Cr(Ⅵ)进行光还原,考察了溶液p H值、Fe(Ⅲ)-EDDS和Cr(Ⅵ)的初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响.结果表明,UV/Fe(Ⅲ)-EDDS体系对Cr(Ⅵ)有光还原作用,且紫外光是反应进行的必要条件.在p H为3.0~8.0的范围内,反应顺利进行,且溶液的p H值越小,Cr(Ⅵ)的还原效果越好,去除率越高.Fe(Ⅲ)-EDDS浓度的增加对Cr(Ⅵ)还原有促进作用,Fe(Ⅲ)-EDDS浓度在0.10~0.30 mmol·L-1之间时,随着Fe(Ⅲ)-EDDS浓度的增大,Cr(Ⅵ)的还原率增大;当溶液中Fe(Ⅲ)-EDDS浓度不变,Cr(Ⅵ)浓度在5~20 mg·L-1之间时,Cr(Ⅵ)的去除率随其浓度的增加而降低.     

EDDS螯合Fe(Ⅲ)活化过硫酸盐技术对TCE的降解效果

为解决传统Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐过程中Fe有效性较低的问题,采用可生物降解的EDDS(乙二胺二琥珀酸)螯合Fe(Ⅲ)活化过硫酸盐处理水溶液中的TCE(三氯乙烯),考察c(过硫酸盐)、c〔Fe(Ⅲ)〕/c(EDDS)〔下称Fe(Ⅲ)/EDDS〕、溶液初始pH以及阴离子浓度对TCE降解效果的影响,并研究体系中产生的活性氧自由基. 结果表明:c(过硫酸盐)为15.0 mmol/L、Fe(Ⅲ)/EDDS为4时,60 min内TCE去除率达99.7%;提高c(过硫酸盐)、Fe(Ⅲ)/EDDS均有利于TCE降解,但超过一定限值后对TCE去除效果增强不明显;溶液初始pH(3~11)越高,TCE去除率越低;加入Cl-、HCO₃-、SO₄2-和NO₃- 4种阴离子均会抑制TCE降解,抑制程度表现为HCO₃->Cl- >SO₄2->NO₃-;自由基清扫试验证实体系中存在SO₄-·、·OH和O₂-·等3种活性氧自由基,·OH对TCE的降解起主导作用. 因此,EDDS螯合Fe(Ⅲ)活化过硫酸盐技术能够产生以·OH为主的活性氧自由基,从而快速高效去除水溶液中TCE,但降解过程受水质参数影响.      

环糊精对Fe(Ⅲ)引发双酚A光降解的影响

环糊精口α-CD、β-CD和γ-CD能分别与双酚A形成1:1主-客体包结物.在250W金属卤化物灯(λ≥365 nm)光照下,研究了在Fe(Ⅲ)-OH配合物体系中,不同环糊精对双酚A光降解的影响.结果表明,β-CD能较大地促进双酚A的光降解,α-CD次之,而γ-CD对双酚A的光降解存在一定的抑制;并且CDs浓度的变化对双酚A光降解的初始速率有明显的影响.双酚A光降解的初始速率随着β-CD和α-CD浓度增大而增加,当β-CD=60μmol/L时达到最大,然后随着浓度增大而降低,而BPA的光降解初始速率随γ-CD浓度的增加总的趋势是减小的.通过计算机软件Gaussian98,采用PM3方法模拟了环糊精与双酚A的包结行为,进一步说明3种环糊精与双酚A形成主-客体包结物对光降解的影响.     

活性污泥厌氧Fe(Ⅲ)还原氨氧化现象初探

采用常规化学分析和微生物群落变性梯度凝胶电泳(DGGE)监测技术,探究了厌氧条件下活性污泥中Fe(Ⅲ)还原氨氧化(Feammox)反应的存在及微生物群落动态响应.结果表明,当反应器运行至第24 d时NH_4~+发生转化,同时检测到NO_3~-和Fe(Ⅱ)的生成,表明活性污泥中存在着Fe(Ⅲ)还原NH_4~+氧化反应,产物主要为NO_3~-和Fe(Ⅱ),并伴随少量N_2生成.经过84d培养,氨氮最大转化量达29.85 mg·L~(-1),转化率为59.7%,出水NO_3~-最高值达24.56 mg·L~(-1).活性污泥中Feammox为产酸过程,体系中p H值下降.整个培养过程中微生物群落条带分布发生变化,参与活性污泥中Feammox反应的部分群落在培养过程获得保留,部分优势菌群获得富集.     

向日葵秸秆生物炭强化Fe(Ⅲ)/S2O82-体系降解苯甲酸

二价铁离子活化过硫酸盐(PS)产生自由基可降解有机污染物,但体系中Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)循环速率较慢,成为制约降解效率的关键因素之一.为提高反应体系效率,制备向日葵秸秆生物炭(SFBC),以苯甲酸(BA)为目标污染物,探究SFBC强化Fe(Ⅲ)/S₂O^2-₈体系降解BA的效果.SFBC表征结果说明其具有孔隙结构,由无定形炭组成,表面有丰富的官能团及持久性自由基(PFRs).考察了反应条件(pH、PS浓度和SFBC投加量)对降解的影响,结果表明,SFBC/Fe(Ⅲ)/S₂O^2-₈体系对BA降解效率明显高于Fe(Ⅲ)/S₂O^2-₈及SFBC体系,在SFBC=2.0 g·L^-1、BA=10.0mg·L^-1、PS=2.0mmol·L^-1、Fe(Ⅲ)=1.0mmol·L^-1和pH=3.0条件下, 90 min时BA...     

菌株Enterococcus sp.ZQ21异化还原Fe(Ⅲ)及产氢性质分析

一些发酵型异化铁还原细菌同时具有异化铁还原与产氢的能力,该类细菌在环境污染修复的同时能够解决能源问题,具有广阔应用前景。本文以海洋沉积物中异化铁还原细菌Enterococcus sp. ZQ21为研究对象,设置不同形态Fe(Ⅲ),分析菌株ZQ21异化铁还原与产氢性质。结果表明,当氢氧化铁和柠檬酸铁为电子受体时,菌株ZQ21以柠檬酸铁为电子受体时Fe(Ⅲ)还原效率较高,其酶活性分别为3.66 U和4.40 U。同时,菌株ZQ21在异化铁还原培养体系中具有产氢能力,以柠檬酸铁和氢氧化铁为电子受体进行厌氧发酵培养时,体系累积产氢量分别为(1395.30 ± 4.79）mL/L和（174.30 ± 3.23）mL/L,均显著高于对照组[(23.20 ± 2.09) mL/L]。通过液相发酵产物分析,在柠檬酸铁和氢氧化铁不同形态Fe(Ⅲ)培养条件下,菌株ZQ21分别表现出乙醇型发酵和丁酸型发酵产氢代谢类型。菌株Enterococcus sp. ZQ21具有异化铁还原和产氢能力,进一步拓宽发酵型异化铁还原细菌种质资源。     

矿化垃圾中Fe(Ⅲ)还原耦合CH4厌氧去除特性

填埋场内Fe的含量极其丰富,被誉为"世界第三大铁库",同时又是重要的甲烷释放源.本研究利用Fe的变价特性,结合矿化垃圾可用作生物覆盖材料的特点,设计反应器模拟填埋场覆土层,通过添加FeCl_3研究了Fe(Ⅲ)对CH_4厌氧去除的影响及与共存电子受体NO_3~-、SO_4~(2-)之间的相互作用.结果表明,矿化垃圾中添加Fe(Ⅲ)可明显促进CH_4厌氧去除,CH_4含量随时间变化符合零级动力学,去除速率(以CH_4/干垃圾计)达1.28 mmol·(kg·d)~(-1).厌氧条件下CH_4共存时,外加Fe(Ⅲ)有利于矿化垃圾中形成活性Fe(Ⅱ),与共存电子受体NO_3~-、SO_4~(2-)还原形成耦合效应,从而加速NO_3~-、SO_4~(2-)的消耗.     

响应曲面法优化Fe(Ⅲ)改性卡氏变形杆菌吸附去除Sb(Ⅴ)及其机理

水环境中过量Sb（Ⅴ）所引起的环境危害受到越来越多的关注.为了考察工艺参数对铁盐改性生物吸附剂吸附Sb（Ⅴ）效果影响、交互作用及其机理,以Fe（Ⅲ）改性卡氏变形杆菌吸附剂（简称“FMPAs”）为研究对象,采用Box-Behnken响应曲面法对FMPAs吸附处理合成含Sb（Ⅴ）废水的吸附时间、FMPAs投加量、pH、温度及Sb（Ⅴ）初始浓度等因素进行优化,确定了最优吸附条件,并对吸附过程的等温模型、动力学模型及吸附机理进行了研究.结果表明:①FMPAs吸附Sb（Ⅴ）的最优条件为吸附时间3.0 h、FMPAs投加量1 910.04 mg/L、pH 2.31、温度45.0℃、Sb（Ⅴ）初始浓度24.80 mg/L,且最优条件下Sb（Ⅴ）的去除率高达97.03%.②FMPAs对Sb（Ⅴ）的吸附符合Langmuir等温吸附模型,其最大吸附容量（q_max）为60.506 mg/g,其吸附动力学过程可采用准一级动力学模型拟合,属于单层吸附和化学吸附.③FMPAs吸附Sb的机理主要为Fe（Ⅲ）改性卡氏变形杆菌生成了Fe—O—OH、Polyose—Fe、Polyose—O—Fe（OH）₂等化合物,这些物质中羟基被Sb（Ⅴ）取代生成新的配合物Fe—O—Sb,使Sb（Ⅴ）得到吸附去除.研究显示,FMPAs对Sb（Ⅴ）具有较高的吸附容量,是一种极具潜在应用价值的绿色生物质吸附剂,可用于处理含Sb（Ⅴ）废水.      

不同Fe(Ⅲ)对活性污泥异化铁还原及除磷影响研究

以SBBR反应器活性污泥作为铁还原菌菌种来源,采用兼性厌氧/严格厌氧恒温培养试验,投加不同Fe(Ⅲ)考察各条件下的异化铁还原能力同时比较对磷的去除效果.结果表明:2种条件下Fe(Ⅲ)还原能力具有较好的一致性,依次为:Fe(OH)3＞氧化铁皮＞青矿＞红矿,其中严格厌氧条件下较好.同时,除磷效果与其呈正相关,富集培养至7d,Fe(OH)3及氧化铁皮体系出水磷浓度均达到2mg/L以下,之后继续降低,最终达到0.5mg/L以下.结合异化铁还原除磷机理,可以证明,不同Fe(Ⅲ)表面吸附作用对TP的去除贡献较小,其主要作用为铁还原菌驱动下的化学沉淀去除.     

水体中腐殖酸与Fe(Ⅲ)的络合物对2,4-D光降解的作用

为探讨水体中腐殖酸(humic acids,HAs)和铁元素对共存系统中环境污染物迁移转化的影响,利用红外光谱、紫外/可见吸收光谱和荧光光谱仪等手段表征了腐殖酸和Fe(Ⅲ)共存时的结构形态.结果表明,二者形成了稳定的络合物.电子顺磁共振图谱表明,腐殖酸、Fe(Ⅲ)以及HAs-Fe(Ⅲ)络合物在λ=355 nm光照下均能产生.OH.氙灯光照下(λ290 nm),除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2,4-dichlorophenoxyacetic acid,2,4-D)的光降解遵循准一级动力学过程.单纯2,4-D(2 mg.L-1)溶液的降解速率常数为0.007 h-1,而含有HAs(5 mg.L-1)、Fe(Ⅲ)(0.2 mmol.L-1)及二者络合物的2,4-D溶液的降解速率常数分别是0.004、0.034和0.046 h-1.腐殖酸存在时,2,4-D的光降解速率受到了抑制;而Fe(Ⅲ)的存在加速了2,4-D的光降解;腐殖酸和Fe(Ⅲ)共存时,所形成的HAs-Fe(Ⅲ)络合物对2,4-D的光降解速率比单独的Fe(Ⅲ)存在时更快.     

Fe(Ⅲ)掺杂Mg/Al-LDO作为氮磷吸附剂的研究

针对污水厂尾水脱氮除磷问题,采用共沉淀法制备了镁铝铁类水滑石（Mg/Al/Fe–LDHs）,在450℃下焙烧3h得到焙烧态类水滑石（Mg/Al/Fe–LDO）.研究了Fe（Ⅲ）掺杂对Mg/Al-LDO吸附氮磷的影响及吸附特性.结果表明,当Mg/Al/Fe物质的量比为3：0.6：0.4时,Mg/Al/Fe-LDO对氮磷吸附性能较好,最大吸附容量分别为28.57mg/g和231.46mg/g.吸附过程均符合Langmuir吸附等温模型,拟合相关系数（R²）达到0.99以上.根据XRD、FTIR的表征结果可以推断,Mg/Al/Fe–LDO是通过“记忆效应”、静电引力作用完成对氮磷的吸附,对磷的吸附还包括离子交换作用.