施氏矿物/H2O2 体系对废水中甲基橙的降解性能及机理

为了考察施氏矿物/H2O2体系对废水中甲基橙的氧化降解性能,通过化学法合成施氏矿物,分析了溶液初始pH、施氏矿物和H2O2投加量、共存阴离子等因素对甲基橙降解的影响,并对降解机理进行了初步探讨。结果表明:当溶液初始pH为3.0～5.0、甲基橙浓度为10 mg·L-1、施氏矿物和H2O2投加量分别为1.0 g·L-1和800 mg·L-1时,经过12 h反应后,废水中甲基橙降解率可达97.0%;而当初始溶液pH=6.0时,甲基橙的降解被抑制,降解率仅为52.4%。无机阴离子对甲基橙降解率的影响微弱,在Cl-、NO3-、SO24-共存条件下,12 h反应后,甲基橙降解率仍可达90.0%以上。施氏矿物重复利用性能良好,在经6个反应周期后,甲基橙的降解率仍可达93.4%。施氏矿物/H2O2体系可有效拓宽传统Fenton反应的pH范围,该体系对甲基橙具有良好的降解性能,降解过程遵循羟基自由基机理。     

3种不同工艺中莠灭净的去除特性及自由基鉴定

以三嗪类除草剂莠灭净(AMT)为目标污染物,对比研究了紫外(UV)、紫外激活过硫酸盐(UV/PS)与紫外激活过一氧硫酸氢盐(UV/PMS)3种不同工艺对AMT的去除效果以及反应动力学模型。考察了底物初始浓度、氧化剂浓度、溶液初始pH和水中腐殖酸浓度对AMT降解的影响,并对反应中生成的主要自由基进行鉴定。结果表明,3种系统下AMT降解均符合拟一级反应动力学模型(R~2≥0.93)。AMT在3种不同系统下降解效率基本遵循UV/PSUV/PMSUV规律。随着底物初始浓度的增加,AMT降解率减小,拟一级速率常数kobs减小;增加氧化剂的投加量可以促进AMT降解;溶液pH的改变对UV系统下AMT的降解影响较小,而在UV/PS系统下,随着pH的增大降解率逐渐减小,在UV/PMS系统中降解率则呈现先减小后增大的趋势;投加腐殖酸会抑制AMT的降解;pH为7时,UV/PS和UV/PMS系统中反应生成的自由基主要是·SO_4~-。     

可见光活化过硫酸盐降解双(2-氯乙基)醚

研究了不同活化方式下过硫酸盐对双(2-氯乙基)醚(BCEE)的降解效果,重点考察了可见光活化过硫酸盐降解BCEE体系中过硫酸钠投加量、BCEE初始浓度、初始pH以及无机阴离子和腐殖酸对反应的影响。结果表明,酸性条件下BCEE的降解效果较好,且随着过硫酸钠投加量增大或BCEE初始浓度减小,BCEE的降解率提高。反应最佳条件为BCEE质量浓度4mg/L、过硫酸钠投加量20mmol/L、溶液初始pH调至3,降解过程符合一级动力学方程。溶液中存在CO23-、HCO3-或Cl-均对BCEE的降解有抑制作用,加入腐殖质则会促进BCEE的降解。通过液-液萃取进行前处理,使用气相色谱/质谱分析检测出3种降解中间产物,分别为1,2-二氯丙烷、氯甲酸异丙酯和氯甲酸氯乙酯。     

Fenton体系降解水中偶氮染料的研究

研究了Fenton体系对于水溶液中偶氮染料橙G(orange G,OG)的降解,反应30 min后,在[Fe2+]0=0.1mmol/L、[H2O2]0=10 mmol/L、pH=3.0的条件下,初始浓度为20 mg/L的OG的去除率达到99%以上。与H2O2相比,OG的降解速率随着Fe2+不同投加量的变化更为敏感。Fe2+和H2O2初始浓度较高时,反应过程中的Fe2+的浓度维持在一个较低的水平,OG的降解速率较快。腐殖酸对OG在Fenton体系中的降解影响表现出明显的阻碍作用,并且随着腐殖酸浓度的增加,抑制作用越来越大。     

臭氧降解选矿药剂丁基黄药的实验研究

采用臭氧氧化去除水中的丁基黄药,研究了臭氧氧化丁基黄药的影响因素,考察了反应溶液的初始pH值、臭氧投加量、反应物初始浓度、自由基抑制剂对丁基黄药降解率的影响。结果表明,pH值、臭氧投加量越高,丁基黄药降解率越高,随着丁基黄药初始浓度的升高,丁基黄药的去除效率会下降,但绝对去除量会升高。碳酸氢根和叔丁醇能在一定程度上降低丁基黄药的降解效率。同时讨论了体系中COD、TOC、UV254、pH和电导率的变化情况,结果表明臭氧氧化很难将体系中的COD和TOC大幅度降低,反应体系pH随氧化时间的增加而降低的,GC—MS分析表明,丁基黄药氧化的臭氧化产物为醇类和羧酸类物质。     

光催化过程中羟基自由基的产生与效能

采用异丙醇淬灭的方法考察了羟基自由基在光催化氧化酸性橙II过程中的产生和效能,研究了TiO2(P-25)的浓度、异丙醇的用量、酸性橙II的初始浓度、初始pH条件和天然共存离子对羟基自由基贡献率的影响。结果表明,在TiO2(P-25)浓度提高时羟基自由基的贡献率逐步提高并稳定在77.6%,异丙醇的投加量对羟基自由基的贡献率影响不大,酸性橙II初始浓度的提高则使羟基自由基的贡献率降低。在中性pH条件下羟基自由基的贡献率最高,酸性或碱性条件下较低。天然共存离子中HCO3-对羟基自由基的淬灭效应最强,F-的淬灭效应最弱。     

铁电絮凝产羟自由基氧化降解地下水中磺胺

为了揭示铁电絮凝(EC)过程中尚未被认识的羟自由基氧化机制,以磺胺污染的地下水为对象进行电絮凝降解研究。通过淬灭自由基、厌氧电絮凝和加Fe(Ⅲ)盐等对照实验,探究反应体系是否存在羟自由基氧化机制;并对不同电解质、溶液pH、初始磺胺浓度、电流强度条件下的电絮凝降解磺胺效率进行了测定。研究结果表明:铁电絮凝处理磺胺废水反应体系存在羟自由基氧化降解磺胺机制;地下水中,阴离子对铁电絮凝氧化效果的影响较小。对模拟江汉平原含0.2 mg·L-1As(Ⅲ)和0.1 mg·L-1磺胺的地下水进行铁电絮凝处理,在30 mA的电流条件下,As(Ⅲ)在4 h内的去除率达到100%,而磺胺达到68.6%。     

Fe-AC微电解活化过硫酸盐降解直接耐酸大红4BS

为快速脱色降解偶氮类染料,同时解决零价铁活化效率低、易被氧化的问题,以直接耐酸大红4BS(大红4BS)为模拟废水污染物,通过Fe-AC/PDS(铁碳微电解活化过硫酸钠)反应体系对大红4BS进行脱色降解。对影响大红4BS降解的几种因素如Fe:AC(铁碳质量比)、PDS浓度、初始pH等进行探究。结果表明,大红4BS脱色率在Fe:AC=3:1时高达94.7%。增大PDS浓度能明显促进反应进行,但超过5 mmol·L~(-1)时,对体系影响不大。初始溶液pH对Fe-AC/PDS体系降解大红4BS作用显著,在酸性和中性(pH=3.02、4.67、7.32)时,大红4BS的脱色率分别高达98.8%、96.2%、94.7%,但在碱性(pH=9.38、10.78)条件下,其脱色率只有24.5%、18.7%。无机盐阴离子对Fe-AC/PDS体系降解大红4BS有抑制作用,而阳离子对其产生促进作用。自由基俘获实验表明Fe-AC/PDS体系降解大红4BS并不仅仅只是自由基的氧化反应,还存在其他复杂反应,继而对Fe-AC/PDS体系降解大红4BS的机理进行探讨。     

VUV/UV/Cl2工艺去除饮用水中的乐果

乐果是常规饮用水处理技术难以去除的一种典型有机磷农药。为了能够控制并去除饮用水中的农药残留,达到进一步净化水质的目的,建立了降解动力学模型,采用模拟降解饮用水中乐果的方法,对比了乐果在紫外(UV)、氯(Cl2)、紫外/氯(UV/Cl2)、真空紫外/紫外(VUV/UV)和真空紫外/紫外/氯(VUV/UV/Cl2)5种工艺下的去除效果,并考察了乐果初始浓度、Cl2投加量、溶液p H、水中共存天然有机物(NOM)和无机阴离子(N O_3~-、Cl-、HCO_3~-、SO_4~(2-))对VUV/UV/Cl2工艺降解乐果的影响。结果表明:VUV/UV/Cl2对乐果的降解效率最高,乐果的去除率随其初始浓度的增加而减小;适当增加Cl2投加量,可提高乐果的降解效率;提高p H有利于乐果的降解;NOM对乐果的降解有一定的抑制作用;水中共存无机阴离子NO_3~-、Cl-和HCO_3~-可以捕获反应体系中的强氧化性羟基自由基(HO·),对乐果的降解起到抑制作用,而SO_4~(2-)因其捕获HO·的速率很低,无抑制作用。     

氧化铈/活性炭催化臭氧氧化技术去除水中邻苯二甲酸二甲酯

用浸渍法在活性炭(AC)上负载氧化铈(CeO2)制备催化刺CeO2/AC催化臭氧氧化去除邻苯二甲酸二甲酯(DMP),考察了臭氧投加量,DMP初始浓度和溶液初始pH的影响.结果表明,CeO2/AC催化臭氧氧化去除DMP的最佳臭氧投加量为50mg/h,DMP初始浓度和溶液初始pH对CeO2/AC催化臭氧氧化DMP过程都有一定的影响.在DMP初始质量浓度为30 mg/L、溶液初始pH为5、臭氧投加量为50 mg/h、反应60 min时,CeO2/AC的加入(1.5g/L)有利于催化臭氧氧化DMP过程中总有机碳(TOC)的去除,TOC去除率由AC催化臭氧氧化的48%提高到68%.而单独臭氧氧化过程中的TOC去除率仅22%;且单独臭氧氧化与AC、CeO2/AC催化臭氧氧化DMP的矿化过程均符合二级反应动力学方程,CeO2/AC催化臭氧氧化DMP时TOC降解的二级反应动力学常数为0.0015L/(mg·min),分别是AC催化臭氧氧化的2.5倍和单独臭氧氧化的7.5倍.     

过硫酸盐氧化去除地下水中乙醇的研究

过硫酸盐原位化学氧化在治理地下水有机污染方面得到了广泛应用,但有关过硫酸盐氧化含乙醇土壤和地下水的研究报告较少。为了评价过硫酸盐氧化乙醇进行地下水修复的可行性,在不加入活化剂的情况下,开展了过硫酸盐氧化去除地下水中乙醇的批实验,主要考察了过硫酸盐投加方式和水温对去除效果的影响。结果表明:过硫酸盐能有效氧化去除地下水中的乙醇,增大过硫酸盐初始浓度可以促进乙醇的去除;过硫酸盐氧化乙醇的过程遵循准一级反应动力学方程,其速率常数为0.344 7d~(-1);分批投加过硫酸盐时应及时续投,避免SO_4~-·不足致使乙醇的去除速率降低;水温能影响过硫酸盐的分解速率,是影响乙醇去除效果的一个重要环境因素;过硫酸盐氧化乙醇会导致水体pH下降和氧化还原电位(ORP)升高。     

电催化氧化降解水体中抗生素磺胺

采用电催化氧化方式降解水体中抗生素磺胺(sulfonamide,SA),考察SA初始浓度、溶液pH、电流强度、电解质种类和浓度对SA降解的影响,运用循环伏安法和水杨酸自由基捕获法研究电催化降解SA的作用机制,并通过LC-MS分析电催化SA的降解产物。结果表明:SA初始浓度0.12 mmol·L~(-1)、溶液pH为3.0、电流强度20 mA·cm~(-2)、电解质Na_2SO_4浓度为50 mmol·L~(-1)时,电催化氧化降解3 h后SA降解率为89.2%;电催化氧化降解SA的一级反应是直接氧化和间接氧化共同作用的过程,一部分SA分子在阳极表面通过电子转移直接氧化生成一级产物,另一部分SA分子与电解体系产生的·OH发生间接氧化,2种一级产物继续被·OH氧化,生成马来酸和富马酸。     

紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原水中Cr(Ⅵ)机理及影响因素

采用紫外活化过硫酸盐/甲酸体系所产生的还原性二氧化碳阴离子自由基(CO_2~(·-)),研究了水溶液中高浓度Cr(Ⅵ)的去除效果;使用电子自旋共振(ESR)技术,鉴定识别了体系中产生的活性自由基;分析了体系的活化机理及其对Cr(Ⅵ)的还原机制;考察了过硫酸盐投加量、初始pH、腐殖酸、无机阴离子(Cl~-、HCO_3~-和NO_3~-)及初始Cr(Ⅵ)浓度等对Cr(Ⅵ)去除的影响。结果表明:紫外活化过硫酸盐/甲酸体系可以有效还原Cr(Ⅵ),当过硫酸钠与甲酸浓度分别为20 mmol·L~(-1)和40 mmol·L~(-1),未调初始pH为2.4时,初始浓度为200 mg·L~(-1)Cr(VI)在50 min内基本完全可被还原;此外,Cr(Ⅵ)还原去除率随过硫酸盐浓度升高而增强,在酸性条件下(pH=2.4),体系对Cr(Ⅵ)的还原效率最高,随着pH的增大,还原效率明显降低。进一步研究表明, Cl~-、HCO_3~-和NO_3~-对Cr(Ⅵ)的还原都存在抑制作用,在相同浓度下,其抑制程度分别为HCO_3~-NO_3~-Cl~-,腐殖酸也对Cr(Ⅵ)的去除存在抑制作用。紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原Cr(Ⅵ)过程符合零级反应动力学方程,其动力学常数为78.467μmol·(L·min)~(-1)。本研究结果为Cr(Ⅵ)废水的处理提供了一种高效的还原新技术。     

磁性纳米Fe_3O_4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑

采用共沉淀法制备了具有较高催化活性的磁性纳米Fe_3O_4,并对其催化活化过硫酸盐(PS)降解磺胺甲恶唑(SMX)的性能进行了探究,考察了PS浓度、Fe_3O_4投加量、初始pH、共存阴离子(Cl~-、CO_3~(2-)、NO_3~-)以及腐殖酸(HA)对SMX降解效果的影响。SEM、EDS、FT-IR、XRD和BET表征结果表明,实验制备了较高纯度的Fe_3O_4纳米颗粒;重复性实验结果表明,Fe_3O_4具有良好的稳定性;催化降解SMX的实验结果表明,提高PS的浓度、增加Fe_3O_4的投加量均可提高SMX的降解率,且SMX的降解反应符合拟一级动力学。当PS浓度为0.5 mmol·L~(-1)、Fe_3O_4投加量为1.2 g·L~(-1)、初始pH=7.0时,Fe_3O_4活化PS降解SMX的效果最佳,在反应180 min后,SMX降解率达到93.3%。XPS光谱分析结果表明,反应过程中Fe~(2+)主要参与了活化PS降解SMX的过程。乙醇(EtOH)和叔丁醇(TBA)自由基淬灭实验结果证明,在Fe_3O_4/PS体系中同时存在SO_4~-·和·OH,SO_4~-·对SMX的降解发挥了主导作用。以上结果为含磺胺甲恶唑废水的处理提供了催化剂选择,也可为过硫酸盐高级氧化体系中阴离子和腐殖酸对反应的影响效果提供参考。     

高铁酸钾降解苯胺废水的机制研究

研究了高铁酸钾投加量、初始pH及苯胺初始浓度对苯胺降解效果的影响.结果表明.苯胺废水的COD去除事随高铁酸钾投加量和苯胺初始浓度的增大而升高,而初始pH对COD去除率影响不明显.对高铁酸钾降解苯胺废水后的产物进行了气相色谱/质谱(GCIMS)分析.在此基础上详细探讨了高铁酸钾降解苯胺的机制.     

紫外活化过硫酸钠降解水中三唑酮的效能

针对常规水处理工艺难以去除原水中低浓度有机氯农药的问题,采用新型高级氧化技术——紫外(UV)活化过硫酸钠(PS)去除水中有机氯农药三唑酮(triadimefon,TDF),分别研究了TDF初始浓度、PS浓度、初始pH、氯离子浓度以及腐殖酸(HA)浓度对TDF降解效果的影响。结果表明:随着TDF浓度的增加,其去除率逐渐降低;PS浓度从100μmol·L~(-1)增到250μmol·L~(-1),TDF去除率可以提高6.83%;初始pH为5时,TDF的去除率最大;氯离子的存在会抑制TDF降解;存在HA时会降低TDF去除效果。当TDF浓度为200μg·L-1、PS投加量为250μmol·L~(-1)、pH为5、温度为(25±2)℃和反应时间为600 s的反应条件下,TDF的去除率达到99.83%。相比于单独采用UV辐照和PS氧化技术,UV/PS技术对TDF的去除率分别提高了64.2%和86.22%。TDF的降解机制是紫外直接光解和以硫酸根自由基(SO4·-)为主的自由基氧化的共同作用。     

硫化亚铁活化过一硫酸盐降解含表面活性剂水溶液中三氯乙烯的效果与机制

采用硫化亚铁(FeS)活化过一硫酸盐(PMS)降解含表面活性剂吐温-80(TW-80)水溶液中的三氯乙烯(TCE),考察了PMS和FeS投加量、TW-80浓度、溶液初始pH、无机阴离子(Cl^–和HCO₃^–)对TCE降解的影响,确定了PMS/FeS体系中的主导自由基及TCE降解机理,验证了PMS/FeS体系处理实际地下水中含TW-80的TCE效果。结果表明：增加PMS或FeS投加量有利于TCE的降解,但当其投加剂量分别超过0.8 mmol·L^–1和0.6 g·L^–1时,TCE降解反而受到抑制,且TCE的降解率随TW-80浓度的增加而下降;PMS/FeS体系对pH有较宽的适用范围,在pH=11时受到抑制,Cl^–和HCO₃^–对TCE降解有抑制作用;通过自由基淬灭实验和电子顺磁共振实验确定了SO₄^–·、HO·和O₂^–·是PMS/FeS...     

高压电弧放电处理偶氮染料废水

用高压电弧放电产生的低温等离子体对含偶氮染料的废水进行了处理,以甲基橙为例研究了电压幅值、处理时间、溶液初始浓度、溶液初始pH值、投加Fe^2＋和Fe^3＋对染料脱色的影响。实验结果表明,甲基橙浓度为50mg／L时其降解率随时间和电压幅值的增加而增加。溶液初始浓度对染料去除效果影响较为明显,同等条件下初始浓度越低降解率越高。酸性条件下有利于低温等离子体处理甲基橙。Fe^2＋和Fe^3＋对低温等离子体降解甲基橙有一定的催化作用。电压8kV处理3min,Fe^2＋为20mg／L时去除率由89．64％增至99．72％。Fe2（SO4）,的最佳投加量为5mg／L（以Fe^3＋计）,而FeCl,的最佳投加量为80mg／L（以Fe^3＋计）。     

水溶液中活性艳红KE-3B的臭氧超声联合脱除

采用臭氧/超声联合技术去除模拟废水中的活性艳红KE-3B。臭氧/超声处理前后KE-3B的紫外可见吸收谱没有明显的变化。臭氧/超声联合作用、单独臭氧化和单独超声处理脱除活性艳红KE-3B模拟废水5 min后的去除率分别为97%、73%和5%,表明臭氧/超声联合降解活性染料具有更高的氧化速率。实验研究了pH值、臭氧投加量、超声能量密度、反应温度对超声/臭氧降解活性艳红KE-3B反应速率的影响,在实验研究范围内,随着溶液初始pH的增大,KE-3B的去除率先增大后减小,超声能量密度的改变对KE-3B的去除影响不大,温度升高有利于氧化反应的进行。在溶液初始pH值为9.0,臭氧投加量3.2 g/h,超声能量密度176 W/L,反应温度20℃时,浓度为100 mg/L的活性艳红KE-3B溶液的去除率最高。     

过硫酸钠/钴离子/超声波协同降解酸性橙7

以酸性橙7(AO7)为目标污染物,研究了过硫酸钠(Na_2S_2O_8)/钴离子(Co~(2+))/超声波(US)协同降解水体中AO7的过程及其降解机理,并分别考察了Na_2S_2O_8初始浓度、AO7初始浓度、催化剂投加量和超声波功率对AO7降解率的影响。实验结果表明,过硫酸钠/钴离子/超声波协同工艺能有效的降解水中的酸性橙7。初始AO7浓度越低降解效果越好。超声功率在200~450 W之间时,AO7的降解率随着超声波功率的增大同样先升高后降低。在体系中加入乙醇和叔丁醇后明显抑制AO7的降解,证明该体系中主要氧化物种为硫酸根自由基(SO-4·)和羟基自由基(·OH)。