Fe3O4/FeS2活化H2O2降解典型苯胂酸类污染物

利用水热法成功制备了Fe₃O₄/FeS₂催化剂,并将其用于构建非均相芬顿体系降解典型的苯胂酸类污染物（洛克沙胂,ROX）.XRD、SEM、XPS和磁学测量系统（VSM）等表征结果表明,Fe₃O₄/FeS₂呈明显的颗粒状且具有良好的磁性.降解实验结果显示,在最优条件下（初始pH值为4.5、ROX起始浓度为20mg/L、Fe₃O₄/FeS₂投加量为0.15g/L和H₂O₂浓度为0.034g/L,Fe₃O₄/FeS₂介导的非均相芬顿体系可以超快速降解ROX,1min后的降解效率达到96.74%,明显优于单独的Fe₃O₄或FeS₂体系.此外,Fe₃O₄/FeS₂可以通过磁铁进行快速回收利用,同时也具有良好的重复利用性能,使用3次后,ROX的降解效率仍超过80%.机理分析表明,Fe₃O₄/FeS₂能够快速地催化H₂O₂产生具有强氧化性的羟基自由基（·OH）.在·OH的作-用下,ROX分子结构中C-As、C-N和C-C等化学键发生断裂,发生脱砷、脱硝和开环等反应,进而生成一系列的有机产物（如酚类、醌类、小分子有机酸等）和无机产物（As （V）和NO₃^-）.之后,无机砷能够被吸附在催化剂表面,而有机产物则进一步被矿化.     

微量铜离子联合碳酸氢盐类芬顿体系降解水中双酚A

基于铜离子(Cu²⁺)的类芬顿体系通常需要较高的Cu²⁺剂量,可能导致二次污染,为解决这一问题,构建了微量Cu²⁺(2.5μmol/L)联合碳酸氢盐活化过氧化氢(Cu²⁺/H₂O₂/HCO₃^-)体系用于水中双酚A(BPA)的高效降解.结果表明:在一定范围内,Cu²⁺/H₂O₂/HCO₃^-体系对BPA的降解效果随Cu²⁺投加量的升高而上升,随H₂O₂和HCO₃^-投加量的升高呈先上升再降低的趋势.在溶液初始pH值5.06～11.02范围内,BPA均可得到有效去除,且升高反应温度可促进BPA的降解.Cl^-、HPO₄^2-、腐殖酸会抑制BPA...     

金鱼藻过氧化物酶降解双酚A的特性

本文对金鱼藻（Ceratophyllum demersum）过氧化物酶（POD）进行了分离纯化及酶学特性分析,并探讨了其对双酚A （BPA）的降解特性.结果表明,采用硫酸铵和AKTA蛋白纯化系统获得纯化的POD,该酶具有较广的温度和pH值适应范围,在温度为70℃,pH值为7,H₂O₂浓度为5mmol/L时POD酶活力最大.金鱼藻POD可高效降解BPA.当金鱼藻POD活力为10U/mL时,15min内对0.02mmol/L BPA的降解率达到99.67%,活力为25U/mL及以上时,完全降解.降解条件的最适范围分别为H₂O₂ 1~5mmol/L、30~60℃、pH 5~7.其降解动力学米氏K_m为0.09mmol/L,最大反应速度为9.71mmol/（L·h）.BPA经金鱼藻POD降解后无雌激素效应.金鱼藻POD高稳定性和高活性的特点以及对BPA的高效降解能力是该水生植物成为水环境BPA污染的理想修复工具的重要原因.     

Fenton氧化法对制革废水中难降解四羟甲基氯化磷的去除作用

制革废水中四羟甲基氯化磷(THPC)属于有机磷,其结构稳定、难降解、对微生物具有抑制作用,传统的生化处理技术不能有效地处理此类废水。采用Fenton氧化法处理含THPC制革废水,考察H₂O₂投加量、pH、m(Fe2+)/m(H₂O₂)、反应时间、紫外光波长等因素对TP和COD去除效果的影响,建立了TP降解的动力学模型。结果表明:在pH=4,H₂O₂投加量为6667 mg/L,m(Fe2+)/m(H₂O₂)=1,反应时间为80 min时,TP和COD去除率最高,分别达到43%和83%;紫外光助(波长185 nm)Fenton体系可提高THPC的降解效果;动力学模型研究发现,H₂O₂投加量分级数(q=1.065)高于有机物的底物分级数(a=0.858),表明Fenton体系降解TP的反应速率主要受H₂O₂投加量制约。     

Fe2O3/MoS2复合材料活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶

采用共沉淀法和高温煅烧法制备 Fe₂O₃和 Mo S₂复合材料(FM),将其作为非均相催化剂活化过硫酸盐(PS)降解磺胺嘧啶(SDZ)。通过X射线衍射仪(XRD)、扫描电子显微镜(SEM)和X射线光电子能谱仪(XPS)对FM的形态和结构进行表征。研究了FM投加量、PS浓度、初始p H、无机阴离子、腐殖酸对SDZ降解的影响。结果表明：在FM投加量为0.4 g/L、PS浓度为1 mmol/L、初始p H为7、SDZ浓度为20 μmol/L条件下,FM/PS体系在30 min内对SDZ的降解率达到100%。电子顺磁共振(EPR)和自由基淬灭实验结果表明,FM/PS 体系中主要的活性因子为硫酸根自由基(SO₄^·-)和羟基自由基(·OH),其中 SO₄^·-起主导作用。FM/PS 体系降解 SDZ 的机理为：Mo S₂表面的Mo⁴⁺直接催化PS,同时促进Fe₂O₃     

改性芬顿试剂修复农药污染土壤的工艺条件优化

在农药污染土壤中加入乙二胺四乙酸二钠(EDTA-2Na)改性传统芬顿试剂,研究化学氧化修复处理土壤中氯代有机物和苯系物的效果,探究EDTA-2Na、H₂O₂、FeSO₄浓度和H₂O₂投加次数对土壤中苯、1,2-二氯苯降解率的影响。结果表明:加入与Fe ²⁺物质的量比为1∶1的EDTA-2Na,苯的降解率提高了29.6个百分点,1,2-二氯苯的降解率提高了26.4个百分点;相同试验条件下,苯、1,2-二氯苯的降解率随着EDTA-2Na、H₂O₂、FeSO₄浓度和H₂O₂投加次数的增加而上升,然后逐步趋于稳定;适宜工艺参数是H₂O₂浓度为3.0 mmol∕g,n(H₂O₂)∶n(FeSO₄)∶n(EDTA-2Na)为10∶1∶1(n为物质的量),反应时间为2 h,H₂O₂分4次投加,此时苯的降解率最高达86.0%,1,2-二氯苯的降解率最高达83.6%。     

含氯离子苯酚废水高级氧化过程AOX生成研究

难降解工业废水中普遍存在的高浓度Cl-影响废水的高级氧化深度处理效果,并产生有害有机氯代副产物。以苯酚为目标污染物,研究了Cl-存在下UV/PDS和UV/H₂O₂ 2种高级氧化技术处理苯酚过程中可吸附有机卤素(adsorbable organic halogens,AOX)的生成规律。结果表明:实验条件下(1000,10000 mg/L Cl-),UV/PDS对苯酚的矿化效果优于UV/H₂O₂,但UV/PDS出水中AOX浓度约为UV/H₂O₂的10倍;UV/H₂O₂体系在强酸性条件(pH=3)下更容易生成AOX,而UV/PDS体系的AOX生成量受溶液初始pH的影响并不显著;通过对4种氯自由基稳态浓度的模拟计算发现:随着Cl-浓度从1000 mg/L升高至10000 mg/L,氯自由基总浓度在UV/H₂O₂和UV/PDS中升高了1~2个数量级,且UV/PDS体系中氯自由基浓度显著高于UV/H₂O₂,这可能是导致不同条件高级氧化出水中AOX浓度显著不同的原因;同样地,处理含酚实际废水时,UV/PDS体系生成更多AOX,且废水中有机物组成及其结构对AOX生成的影响高于废水TOC浓度的影响。     

磁性Fen+@GO非均相Fenton催化氧化亚甲基蓝

采用化学共沉淀法制备了磁性Feⁿ⁺@GO（MFGO）纳米复合材料,并将其用于非均相Fenton催化氧化亚甲基蓝（MB）.扫描电镜、透射电镜和光电子能谱分析表明,催化活性粒子（Feⁿ⁺/铁氧化物）成功负载在GO表面.实验研究了pH值、H₂O₂初始浓度、催化剂投加量等因素对MB降解效果的影响.结果表明,H₂O₂、MFGO和H₂O₂+MFGO体系在反应120min后,MB降解率分别达到7.83%、25.58%和99.19%;在优化条件为H₂O₂浓度0.79mol/L、MFGO用量0.75g/L、pH值8时,MB降解率可达99.90%;在pH值为3~11范围内,MB降解率均在99%以上;MFGO经过6次重复使用后对MB的降解率仍可达到95.08%,是一种pH值响应宽、可磁分离回收的新型非均相催化剂.     

生物质炭强化FeOOH类芬顿催化性能及其机制

采用醇助水热法制备了新型生物质炭修饰的α-FeOOH类芬顿催化剂(BC-FeOOH),并通过扫描电子显微镜(SEM)、透射电子显微镜(TEM)、X射线衍射(XRD)、傅里叶变换红外光谱(FTIR)对催化剂进行了表征,证明生物质炭(BC)成功引入到α-FeOOH中.以罗丹明B(RhB)为目标污染物,考察了BC修饰量、催化剂及H₂O₂投加量对其催化效率的影响.结果表明,BC的引入可以极大地提高FeOOH的类芬顿催化性能.在pH中性、催化剂投加量0.6 g·L^-1、H₂O₂初始浓度10 mmol·L^-1的条件下,BC-FeOOH(22.2%BC)对RhB的降解率可达到90%,重复利用5次活性仍可保持在80%左右,且铁离子溶出浓度仅为0.08 mg·L^-1.进一步通过ESR在不同体系中的测试结果表明,BC的引入不仅可促进H₂O₂有效还原分解产生更多的羟基自由基(·OH),而且增强了催化剂与污染物Rh...     

Fenton法处理黄连素废水试验

采用Fenton氧化法处理黄连素成品母液废水,考察初始pH、反应温度、反应时间、c(H₂O₂)以及c(FeSO₄)对处理效果的影响. 通过正交试验分析了该法的作用机理,确定了反应过程中的关键控制因素.结果表明,Fenton法处理黄连素成品母液废水时,影响其COD_Cr去除率的因素依次为反应温度、c(H₂O₂)、初始pH、c(FeSO₄)以及反应时间. 通过单因素试验确定其主要影响因素的最佳水平:初始pH为2,反应温度为40 ℃,反应时间为30 min,c(H₂O₂)为0.24 mol/L,c(FeSO₄)为10 mmol/L. 该条件下COD_Cr和黄连素的去除率可分别达到44.1%和96.2%,ρ(BOD₅)/ρ(COD_Cr)由小于0.05提高到0.3,废水可生化性显著提高.      

Fe0-CNTs-Cu活化O2降解水中2,4-二氯苯酚

为高效去除废水中长期残留、高毒性、难生物降解的氯苯酚类污染物,采用高能球磨-高温熔融-液相还原法制备能将氧气高效且选择性地还原为H₂O₂同时将原位产生的H₂O₂分解为·OH/O₂·^-的新型材料（Fe⁰-CNTs-Cu）,探讨了条件因素对2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）降解效果的影响,初步分析了Fe⁰-CNTs-Cu/O₂体系的降解机理,并推测了2,4-DCP该体系下的降解途径.结果表明,Fe⁰-CNTs-Cu在优化条件下对2,4-DCP的降解率和TOC去除率分别为92.3%和54.2%.在Fe⁰-CNTs-Cu/O₂体系中形成腐蚀电池,促使O₂在CNTs表面选择性还原为H₂O₂,Cu⁰和Cu₂O、CNTs以及原位产生的Fe²⁺,将原位产生的H₂O₂催化分解为高氧化物质·OH/O₂·^-,高效氧化降解2,4-DCP.     

沉积物活化氧气和过氧化氢产生羟自由基降解三氯乙烯的比较研究

沉积物中Fe(Ⅱ)可以活化氧气(O₂)产生羟自由基(?OH),从而降解有机污染物. 为评估O₂应用于原位化学氧化(ISCO)等修复工程的潜力,通过室内静态试验体系,定量对比了不同条件下,沉积物活化O₂与过氧化氢(H₂O₂)产生?OH的产量、氧化剂转化效率的差异,并采用三氯乙烯(TCE)作为代表性污染物来评估两种氧化剂体系降解污染物的能力. 结果表明:在pH为7的条件下,河岸带地下1 m和8 m以及化工场地下1 m和5 m沉积物悬浊液(均为50 g/L)在180 min内活化4.6 mmol/L O₂(假定体系中O₂完全溶解于水相的浓度,下同)时分别产生0.5、7.1、1.0、13.8 μmol/L ?OH,活化5 mmol/L H₂O₂时分别产生1.7、39.1、72.1、102.8 μmol/L ?OH. O₂转化为?OH的效率为0.1%~3.0%,与H₂O₂ (0.03%~2.40%)处于相近水平. 在50 g/L河岸带地下8 m沉积物悬浊液中,随着O₂投加量由2.3 mmol/L增至7.0 mmol/L,180 min内?OH的产量由6.7 μmol/L增至7.5 μmol/L,但是?OH的产率由1.5%降至0.8%;随着H₂O₂的投加量由0.5 mmol/L增至10.0 mmol/L,180 min内?OH的产量由12.2 μmol/L增至70.4 μmol/L,但?OH的产率由2.4%降至0.7%. 当向上述体系中加入三聚磷酸盐(TPP)和乙二胺四乙酸钠盐(EDTA)后,?OH的产量和产率显著增加. 在河岸带地下8 m沉积物-O₂ (4.6 mmol/L)体系中,反应180 min内TCE(初始浓度为12 μmol/L)的去除率为15.5%,高于沉积物-H₂O₂ (5.0 mmol/L)体系对TCE的去除率(7.7%),然而加入1.0 mmol/L TPP后,两种体系均可以实现TCE的完全去除. 研究显示,O₂不仅稳定性好、廉价易得,而且与沉积物反应速率适中,氧化剂有效利用率与H₂O₂处于相当水平,因此有望作为一种温和的氧化剂应用于特定需求的ISCO修复.      

大气中过氧化氢的生成、污染特征及其影响因素

过氧化氢(H₂O₂)是自由基的源和汇,是对流层大气中重要的氧化剂. 采用文献研究法对1990年以来H₂O₂的文献进行搜集整理,对其生成途径、污染特征及其影响因素进行了研究. 结果表明:H₂O₂在大气、云水和颗粒物中均有存在,大气中的H₂O₂主要通过O₃和甲醛光解、VOC同OH·/O₃等反应生成. 大气中φ(H₂O₂)一般在nd～8×10-9内波动,晴天φ(H₂O₂)呈早晚低、午后高的日变化特征;φ(H₂O₂)随φ(O₃)、太阳辐射和气温的增加而升高,随φ(NO_x)、φ(VOCs)和相对湿度的升高而降低;H₂O₂氧化SO₂为SO₄2-是液相化学中最重要的反应,可以导致酸沉降以及二次气溶胶浓度的升高. 在气相光化学反应中,H₂O₂/HNO₃(体积分数比)可以指示O₃生成是VOCs控制还是NO_x控制. 今后需对OH·浓度、NO₂和O₃的光解速率等影响H₂O₂关键因素开展监测研究,此外,还需对我国特殊大气环境下H₂O₂对SO₄2-生成的贡献、不同地区H₂O₂/HNO₃指示O₃生成对NO_x或VOCs敏感性等方面开展更多的研究.      

Cu循环催化羟胺与氧气反应降解甲基橙

为研究Cu/O₂/HA(HA为盐酸羟胺)体系的氧化能力,以MO(甲基橙)为目标物,对该体系生成·OH(羟基自由基)的过程及机理进行了探讨,并分别考察了HA投加量(以c计)、pH、Cu(Ⅱ)投加量(以c计)和O₂通量对MO降解的影响. 结果表明:Cu能够有效催化HA与O₂的反应,生成大量H₂O₂,并进一步生成·OH,有效降解MO. HA投加量越高,MO降解率越高,但过高的HA投加量在初始阶段会对MO的降解形成抑制,最佳HA投加量为3 mmol/L;受到HA质子化的影响,反应的最适pH约为5.5;由于Cu(OH)₂不利于催化HA与O₂的反应,最佳Cu(Ⅱ)投加量为20 μmol/L;O₂通量对MO的降解影响较小,最佳O₂通量为0.15 L/min;Cu/O₂/HA体系降解MO的初始阶段符合一级动力学模型. 研究显示,Cu/O₂/HA体系具有良好的氧化能力,能够有效降解水中的MO,最佳反应条件下MO降解率达86.5%.      

羟基自由基和水合电子降解对叔丁基酚的研究

采用电子束辐照水溶液的方法产生水合电子（e_aq^-）,研究了e_aq^-与对叔丁基酚（4-t-BP）的反应,结果表明还原性的e_aq^-不能降解4-t-BP.同时,采用254nm紫外光辐照H₂O₂来产生羟基自由基（·OH）,研究了UV//H₂O₂体系对4-t-BP的降解效果,考察了4-t-BP初始浓度,H₂O₂的添加浓度,溶液初始pH值等因素对反应的影响,结果表明4-t-BP初始浓度越低,H₂O₂的浓度越高,则越有利于反应的进行;溶液pH=6时是反应的最佳pH值.采用HPLC结合GC-MS的分析方法对反应的中间产物进行了定性分析,得出对叔丁基邻苯二酚,对叔丁基酚二聚体和对苯二酚等3种主要中间产物,归纳总结了4-t-BP与·OH的反应路径.     

Fe(II)活化O2高级氧化降解罗丹明B染料

基于传统Fenton体系中H₂O₂利用率低,修复费用高,对环境副作用大的缺点,通过向溶液中投加三聚磷酸钠（STPP）,形成Fe（Ⅱ）-STPP配合物,氧气替代H₂O₂作为氧化剂,构建Fe（Ⅱ）/O₂/STPP的新型高级氧化体系,研究了该反应体系对模拟罗丹明B染料废水的降解性能.结果表明该体系对于罗丹明B具有良好的降解效果,并且在较广泛pH值（5-9）条件下罗丹明B降解率均在70%以上,废水中常见金属阳离子对降解效果基本没有影响.通过自由基掩蔽实验证明体系中对罗丹明B起降解作用的主要是·OH.该新型高级氧化体系更加绿色、可持续,在难降解染料等废水的处理中具有广泛的应用前景.     

碳纳米管掺杂PbO2复合电极的制备及其催化氧化双酚A

采用电化学沉积法将不同浓度的碳纳米管（CNT）掺入PbO₂电极,得到具有高稳定性和催化活性的CNT-PbO₂复合电极。扫描电子显微镜（SEM）、能量色散谱（EDS）等测试分析发现CNT掺杂到PbO₂电极表面活性层中,CNT掺杂使得PbO₂晶粒尺寸减小,活性表面积增大。CNT-PbO₂电极降解双酚A体系中自由基生成量减少,但其降解效果反而提升。循环伏安测试（CV）、电极加速寿命测试表明,CNT-PbO₂电极降解双酚A的机理主要是改性后的电极具有更强的电化学直接氧化能力和更高的稳定性。最后通过UPLC&Q-TOF MS测试得到双酚A的主要降解产物和降解路径。     

EDDS强化Fe0-Al0体系降解废水中4-氯酚的性能和机理

采用乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化Fe⁰-Al⁰体系还原水溶液中的O₂产生H₂O₂和·OH等活性氧（ROS）的绿色高级氧化工艺,以4-氯酚（4-CP）模拟废水为研究对象,考察了溶液的初始pH值、铁铝的质量比、EDDS投加量和4-CP的初始浓度等因素对4-CP降解的影响.采用电子自旋共振（ESR）法、苯甲酸捕捉法以及4-CP的降解产物等证实了ROS的产生及4-CP的降解机制.结果表明：EDDS强化Fe⁰-Al⁰/O₂体系对4-CP的去除率随溶液初始pH的升高而降低,但在pH=2.5～9范围内,始终具有较好的4-CP去除率;随Fe⁰：Al⁰质量比增加4-CP的去除率先增大后减小,最佳质量比为4：1;随EDDS投加量和4-CP初始浓度增加,4-CP的去除率增大;EDDS可使体系的高级氧化能力提高9倍,在初始pH=2.5、Fe⁰=8g/L、Al⁰=2g/L、EDDS=1.5mmol/L条件下,反应3h后100mg/L 4-CP的去除率和脱氯率均达到近100%..     

UV/H2O2体系光降解邻苯二甲酸二丁酯研究

研究了邻苯二甲酸二丁酯(DBP)在UV/H₂O₂体系中的光降解.结果表明:DBP在UV/H₂O₂体系中能很好地降解,且其光降解速率大于在单一UV辐照下的光降解速率;在pH为中性条件下DBP的光降解速率最快,而在强酸性或碱性条件下DBP的光降解速率均较低;在一定H₂O₂浓度范围内,DBP的光降解速率随c(H₂O₂)的升高而增大,但当c(H₂O₂)过高时,其对·OH自由基的清除作用使DBP的光降解速率减慢.DBP的光降解速率随其初始质量浓度的增大而降低;在实验质量浓度范围内,DBP的光降解速率常数近似与其初始质量浓度成负一级反应动力学关系.