紫外-高铁酸盐体系氧化降解水中的萘普生

利用紫外线(UV)活化高铁酸盐[Fe(Ⅵ)]能显著提高萘普生(NPX)的降解率。本文考察了不同体系、Fe(Ⅵ)投加量、溶液pH、磷酸盐、HCO₃^-、Cl^-以及腐殖酸(HA)对NPX降解的影响,并通过自由基淬灭实验和中间价态铁鉴定实验确定了反应的主要活性物种。通过TOC去除率确定体系降解NPX的矿化程度并利用液相色谱质谱联用仪检测降解的中间产物,提出了可能的降解路径。结果表明,反应60min后,单独Fe(Ⅵ)几乎不能降解NPX,单独UV对NPX的降解率也不到26%,而UV-Fe(Ⅵ)体系对NPX的降解率高达82%,降解过程符合准一级动力学规律(R²>0.95),反应速率常数为0.0306min^-1,分别是单独UV和单独Fe(Ⅵ)降解速率的6.2倍和102倍。溶液初始pH对UV-Fe(Ⅵ)体系降解NPX有显著影响,酸性条件下有利于NPX的降解,主要是由于在不同pH下高铁酸盐和NPX的不同形态的双重作用。相同pH下,磷酸盐对NPX的降解有明显的抑制作用,主要是因为磷酸盐与Fe(...     

LaCoO3钙钛矿活化过一硫酸盐降解萘普生

在催化活化过一硫酸盐(PMS)降解水中污染物的反应中,通过添加钴基钙钛矿提高反应效率。利用溶胶凝胶法制备了LaCoO₃钙钛矿,通过实验评估LaCoO₃/PMS体系对非甾体抗炎药萘普生（NAP）的降解效果。分析了LaCoO₃投加量、PMS投加量、反应初始pH、Cl^-浓度和腐殖酸（HA）对NAP去除率的影响以及该体系的矿化能力。结果表明NAP降解的反应速率随LaCoO₃和PMS投加量增加而增大;反应初始pH在5.0时NAP降解效果最好;溶液中存在Cl^-对降解有促进效果,且Cl^-浓度越大促进效果越明显;腐殖酸（HA）对反应有一定程度的抑制效果;LaCoO₃在重复利用5次时仍有较好的稳定性。此外,自由基淬灭实验结果表明在LaCoO₃/PMS体系中SO₄^·-为主要活性物质。     

化学浴沉积法制备氢氧化镍及其催化过一硫酸盐降解亚甲基蓝

采用简单的化学浴沉积法（CBD）制备出水合氢氧化镍[Ni（OH）₂·0.75H₂O]粉体。该粉体具有微/纳构造特征,整体呈现出无规则微米级颗粒状形貌,由纳米片自组装而成。考察了水合氢氧化镍作为催化剂活化单过硫酸氢钾（PMS）降解亚甲基蓝（MB）溶液的性能。结果表明,Ni（OH）₂·0.75H₂O/PMS 复合体系具有良好的降解MB溶液的能力,其对MB的降解率可达84.33%;而相同条件下Ni（OH）₂·0.75H₂O或PMS单一体系对MB的降解率仅为9.46%和21.19%。MB 溶液的降解率随反应体系中PMS用量的增加而提高,随MB初始浓度的增加而降低,随催化剂用量的增加先增加而后维持不变。Ni（OH）₂/PMS体系中引入C₂O₄^2-或PO₄^3-阴离子会抑制MB溶液的降解,抑制率分别为65.77%和16.44%,但NO₃^-的引入对MB的降解无抑制。自由基俘获结果证实,·SO₄^-是参与直接氧化降解MB的主要活性中间体;动力学分析表明氢氧化镍催化活化PMS降解MB溶液的反应为二级反应,其表观反应速率常数k=5.39 L/（mmol·min）。     

Fe2+/H2O2体系降解MB机制及影响因素研究

以亚甲基蓝（MB）作为目标污染物，实验研究了Fe²⁺/H₂O₂体系降解MB的活性物质，明确了主要反应条件对MB降解的影响特性。结果表明：HO₂?没有直接降解MB的能力；Fe²⁺/H₂O₂体系对MB的降解能力主要来自于?OH；Fe²⁺/H₂O₂体系降解MB可分为快速反应阶段和匀速反应阶段。快速反应阶段的MB降解率随温度升高而下降。体系对MB降解能力随H₂O₂初始浓度增加呈现先升高后减弱的趋势，本实验条件下，最佳H₂O₂初始浓度为5 mmol·L^-1。体系对MB降解能力随Fe²⁺初始浓度的增加而单调增加。MB降解速率随MB初始浓度的增加而增加，但MB降解率随其初始浓度呈现先增大后减小的趋势。保证?OH生成速率及其有效利用是提高体系氧化能力及H₂O₂利用率的关键。     

热活化过硫酸盐降解染料废水中H酸的研究

用热活化过硫酸盐氧化降解染料废水中的H酸(1-氨基-8-萘酚-3,6-二磺酸),考察了反应体系温度、氧化剂投加量、初始pH、氯化物对H酸降解动力学的影响。结果表明,热活化过硫酸盐降解染料废水中H酸符合伪一级动力学和阿伦尼乌斯模型(lnk=-5 832/T+13.64,R²=0.962,T=303～333 K),反应的活化能为48.49 kJ/mol。反应速率随氧化剂浓度增加而增加(k_(obs)=0.001 45[PS]_0+0.005 5,R2=0.962,T=303～333 K),反应的活化能为48.49 kJ/mol。反应速率随氧化剂浓度增加而增加(k_(obs)=0.001 45[PS]_0+0.005 5,R²=0.973,[PS]_0=1.2～6.0 mmol/L)。研究发现,在H酸浓度为500 mg/L,PS投加量6.0 mmol/L,体系温度为50℃,初始pH=3～9条件下,pH=9时降解效果最好,H酸去除率达到77%。低浓度的Cl2=0.973,[PS]_0=1.2～6.0 mmol/L)。研究发现,在H酸浓度为500 mg/L,PS投加量6.0 mmol/L,体系温度为50℃,初始pH=3～9条件下,pH=9时降解效果最好,H酸去除率达到77%。低浓度的Cl^-对H酸去除效果影响可忽略不计。自由基淬灭实验证明反应体系中主要活性物种是SO_4-对H酸去除效果影响可忽略不计。自由基淬灭实验证明反应体系中主要活性物种是SO_4^(·-)自由基。     

日光/氯氧化体系降解阿特拉津的效能及机理研究

以日光/氯作为研究体系，考察了其对典型除草剂阿特拉津(ATZ)的降解效能。研究了初始氧化剂NaClO浓度、pH、阴离子浓度(CO₃^2-/HCO₃^-和Cl^-)、天然有机物(NOM)对ATZ降解的影响。结果表明，在酸性条件下ATZ的降解受到促进作用，这是由于体系中产生的活性成分(O₃、HO·、RCS)会加快体系反应的进行；而在碱性条件下ATZ的降解受到明显抑制作用，阴离子和天然有机物的存在均会抑制ATZ的去除，这主要是由于其与ATZ竞争自由基反应造成的。测定了8种氧化产物，推测ATZ的降解路径主要是通过电子转移反应、夺氢反应和加成反应这3种途径降解。急性毒性实验表明ATZ在降解过程中毒性减小。     

CuO/γ-Al_2O_3类Fenton试剂降解乙硫氮

Cu O/γ-Al2O3类Fenton试剂是降解乙硫氮的优良试剂。该试剂与传统的Fenton试剂相比,提高了反应的p H,可在p H 4~5条件下反应,而传统的Fenton试剂的适宜p H一般在3以下。采用单因素及正交实验法对CODcr的去除率进行了研究,考察了p H、反应时间、过氧化氢用量及催化剂投加量对降解效果的影响。研究结果表明,反应的最佳条件为:p H为5,催化剂投加量为4 g/L,过氧化氢用量为0.3 g/L,反应时间大于50分钟。在此反应条件下,CODcr最大去除率达61.7%。该反应体系难以完全去除CODcr,乙硫氮的降解产物成分及其对环境的影响有待进一步研究。     

电气石/H_2O_2体系对Cu(Ⅱ)–乙二胺四乙酸废水的降解及反应机理

利用电气石/H2O2体系处理含Cu(Ⅱ)-乙二胺四乙酸(ethylenediamine tetraacetic acid,EDTA)废水,对其降解过程及机理进行了探讨。结果表明:黑色电气石较锂电气石对Cu(Ⅱ)-EDTA废水的处理效果好;化学需氧量的下降率和Cu2+去除率随电气石投加量和颗粒粒度的减小而逐渐增大,溶液pH=3时,两者最大。紫外-可见吸收光谱显示,处理后的Cu(Ⅱ)-EDTA被降解为小分子有机物。电气石与EDTA降解中间产物发生络合,反应过程中废水颜色发生明显变化。电气石/H2O2的反应过程与Fenton反应类似,溶解氧及电气石对溶液pH的调控也是影响有机物降解的重要因素。     

臭氧/过硫酸氢钾体系降解酮洛芬的动力学研究

利用臭氧/过硫酸氢钾体系降解酮洛芬模拟废水,考察了不同反应温度、初始浓度、初始p H值下酮洛芬的降解动力学,并拟合表观动力学方程;采用竞争法,以硝基苯和苯甲酸为分子探针,测定酮洛芬与硫酸根自由基的二级反应速率常数。结果表明,不同实验条件下酮洛芬降解符合准一级动力学,通过对实验数据进行拟合得到表观动力学方程k=494296exp（-31494/RT） C₀^-0.3677[OH^-]^0.1478,酮洛芬与硫酸根自由基的二级反应速率常数为1.49×10⁹M^-1s^-1。     

电气石/H2O2体系对Cu(Ⅱ)-乙二胺四乙酸废水的降解及反应机理

利用电气石/H2O2体系处理含Cu(Ⅱ)-乙二胺四乙酸(ethylenediamine telraacetic acid,EDTA)废水,对其降解过程及机理进行了探讨.结果表明:黑色电气石较锂电气石对Cu(Ⅱ)-EDTA废水的处理效果好;化学需氧量的下降率和Cu2+去除率随电气石投加量和颗粒粒度的减小而逐渐增大,溶液pH=3时,两者最大.紫外-可见吸收光谱显示,处理后的Cu(Ⅱ)-EDTA被降解为小分子有机物.电气石与EDTA降解中间产物发生络合,反应过程中废水颜色发生明显变化.电气石/H2O2的反应过程与Fenton反应类似,溶解氧及电气石对溶液pH的调控也是影响有机物降解的重要因素.     

炭化活化条件对Cu/AC表面Cu价态及其催化降解苯酚的影响

采用前体浸渍法研制了生物质基载铜活性炭催化剂（Cu/AC）,利用N₂-吸附脱附、X射线光电子能谱等技术对Cu/AC性质进行了表征,在固定床反应器中研究了不同炭化活化条件所得Cu/AC催化湿式氧化降解苯酚性能。结果表明：Cu/AC表面Cu物种以Cu²⁺和（Cu⁺+Cu⁰）共存。随着制备Cu/AC炭化温度的升高,炭化过程中产生更多的挥发分,促进Cu²⁺还原为Cu⁺和Cu⁰,（Cu⁺+Cu⁰）含量增大,Cu/AC降解苯酚催化活性逐渐升高;随着炭化时间延长,（Cu⁺+Cu⁰）含量下降,Cu₂O、CuO较好地并入载体使晶格氧含量增加,催化活性先升高后下降;随着活化温度升高和活化时间延长,Cu/AC比表面积达到1096.1m²/g并有大量微孔生成,大量含氧官能团分解将炭化过程中还原生成的（Cu⁺+Cu⁰）氧化为Cu²⁺,晶格氧含量增加,催化活性随着活化温度的升高而升高,随着活化时间的延长先升高后下降。催化湿式氧化降解苯酚过程中,Cu/AC具有良好的稳定性和低的Cu离子浸出浓度。Cu/AC的最优制备条件为炭化温度800℃,炭化时间2h,活化温度880℃,活化时间为2h,所得Cu/AC在反应8.5h时实现98.5%的苯酚转化率和91.1%的COD转化率。     

Fe(Ⅲ)-草酸盐络合物/H2O2/UV体系对染料废水的处理研究

研究了活性物质Fe（Ⅲ）--草酸盐络合物和氧化剂H2O2结合起来形成的光催化氧化复合体系对以活性艳红X-3B为代表的七种水溶性染料模拟废水的处理。在250W高压汞灯照射下，复合体系对初始浓度为100mg/L的染料溶液，处理24min后，脱色率均达90%以上，COD去除率为33%～70%。以活性艳红X-3B为对象，研究各种反应条件对其处理效果的影响，结果表明：在pH=3～6范围内，脱色率速率较大；在染料初始浓度为20～200mg/L范围内，脱色速率随浓度增大而降低；Fe（Ⅲ）--草酸盐配比为40/200（mmol/L）时脱色效果最好，H2O2投加量为4～40mg/L时，脱色速率随H2O2投加量的增加而增长较快，在40～100mg/L时，增长很小。     

TiO2/Fe3+催化膜催化H2O2降解水中孔雀石绿

采用溶胶-凝胶共混法制备了一种PVDF/Fe3+-TiO2催化膜,探讨了pH、初始H2O2与孔雀石绿(MG)浓度、反应温度、膜面积等因素对催化反应速率的影响。结果表明:在pH 5.0~9.0内,催化膜具有有效催化H2O2降解MG的能力,且最佳初始H2O2浓度为30 mmol/L;其脱色效果随初始MG浓度的增加而下降;反应速率随着温度的升高明显增大;另外,膜面积的增大明显提高了其对MG的降解效果。反应机理的测试结果表明,反应中的氧化活性物种是·OH、电子空穴和高价铁同时存在。     

几种电子受体对TiO_2光催化降解活性的影响

选择H3PW12O40 (HPW )、H2O2、KBrO3 作为电子受体,研究了多种条件(溶液的pH,甲基橙的吸附,电子受体浓度)对TiO2 光催化降解甲基橙反应速率的影响。结果表明,TiO2 光催化剂吸附甲基橙的能力随着pH的升高而降低;较高或较低pH有利于光催化降解甲基橙;甲基橙的光催化反应速率明显受到反应体系中共存的电子受体的影响,反应速率随电子受体接受电子能力增加而增大。当HPW、H2O2、KBrO3 的浓度分别为 0 06、0 24、0 1mol/L时,相应的拟一级速率常数k最大值分别为 0 191、0 338、2 20min-1,是未加入电子受体时的2 7倍、4 7倍和 31倍。     

共存物质对UV/PS降解莠灭净的影响及降解路径

采用紫外（UV）激活过硫酸盐（PS）生成活性极强的自由基（·SO₄^-、·OH）降解莠灭净（AMT）,考察了UV/PS工艺对AMT降解效果及反应动力学模型。研究了水中不同浓度的无机阴离子（Cl^-、HCO₃^-、NO₃^-）、天然有机质（腐植酸）对反应效果及速率的影响,比较了超纯水、自来水和锡东水厂不同工艺出水作为不同水质背景时AMT的去除效率,并推测了UV/PS降解AMT的降解产物及可能的降解路径。结果表明：UV/PS对AMT的降解符合准一级反应动力学模型（R²≥0.94）。水中Cl^-浓度为5mmol/L时,会抑制AMT的降解,而其他浓度的Cl^-对反应的影响并不明显;随着HCO₃^-浓度的增加,准一级反应速率常数k_obs逐渐减小;NO₃^-会加快AMT的去除,当其浓度为200mmol/L时对AMT降解的促进作用变弱;随着腐植酸质量浓度的增加,k_obs逐渐减小。AMT在超纯水中的降解率高于其他实际水体中的降解率。UV/PS系统降解AMT过程中主要的降解产物可能是2-甲硫基-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪和2-羟基-4-乙氨基-6-异丙氨基-1,3,5-三嗪。     

紫外/过硫酸盐工艺对水中萘普生的降解效果

探讨紫外/过硫酸盐(UV/PS)工艺在不同条件下对水中萘普生(NPX)的降解效果。紫外光(UV)对NPX的直接光解效率有限,UV/PS工艺由于形成了高活性硫酸根自由基(SO_4~(·-)),对NPX的降解速率大大增强。UV/PS工艺中,NPX在不同条件下的降解过程均符合拟一级动力学反应方程,其反应速率常数(k)随着过硫酸盐初始浓度的增加而线性增加,酸性条件下有利于NPX的降解。此外,Cl~-与HCO_3~-在一定程度上均能够促进NPX降解;腐植酸(HA)在UV/PS工艺中表现出了明显的抑制作用。较低的矿化效率表明,NPX的降解产物与其母体化合物相比,更难于在UV/PS工艺中去除。     

CuCe氧化物催化剂的制备及CWPO降解双酚A废水研究

为解决Fenton法存在活性组分流失及通常在pH 2～3条件下运行的局限性,采用柠檬酸络合法制备了CuCe氧化物催化剂,建立了双酚A非均相催化湿式过氧化氢氧化（CWPO）反应体系。考察了焙烧温度、Cu/Ce摩尔比、H₂O₂用量、双酚A初始浓度和pH对催化剂物化结构和CWPO性能的影响。并分析了可能的降解路径。结果表明：催化剂具有良好的高温稳定性和pH适应性,在pH 1.6～7.9范围内对双酚A都具有较高的降解性能,不需要调节pH。在焙烧温度450℃、Cu/Ce摩尔比1.0、催化剂用量1 g·L^-1、H₂O₂用量196 mmol·L^-1、BPA浓度152 mg·L^-1、pH 6.6、反应温度75℃、反应95 min后,BPA和TOC去除率分别为91.8%和84.5%,Cu²⁺析出浓度为19.3 mg·L^-1。推测了双酚A可能的降解路径。     

紫外/亚硫酸钠体系对2,4,6-三溴酚的脱溴效果及机理

研究了紫外/亚硫酸钠（UV/SO₃^2-）体系对2,4,6-三溴酚（2,4,6-TBP）的脱溴效果及影响因素,分析了还原体系2,4,6-TBP的脱溴过程、降解机理及降解路径。结果表明：UV/SO₃^2-还原体系对2,4,6-TBP的降解效果明显高于单独UV体系;亚硫酸钠浓度、pH与反应温度均对还原体系目标污染物的降解影响显著。随着亚硫酸钠浓度升高、pH上升及反应温度提高,UV/SO₃^2-体系2,4,6-TBP的降解效果逐渐增加。准一级动力学方程可描述不同亚硫酸钠浓度与反应温度时还原体系对目标污染物的降解过程。水合电子捕获剂的添加可有效抑制2,4,6-TBP的脱溴反应;UV/SO₃^2-体系污染物还原降解速率与溴离子产生率均高于单独UV体系。还原体系中2,4,6-TBP在水合电子作用下逐级脱溴降解为低毒性物质。     

纳米α-Fe_2O_3/草酸体系对甲基橙的异相光催化降解研究

以纳米α-Fe2O3和草酸在500 W汞灯照射下构成了光化学类Fenton体系,并研究在此体系中甲基橙溶液的异相光催化降解行为。考察了草酸的初始浓度对纳米α-Fe2O3和光催化体系对甲基橙催化反应效率的影响,同时为探究该光催化反应过程的机理,对反应过程中溶液p H、Fe2+的浓度进行了检测。结果表明,草酸能显著促进甲基橙的脱色与降解,甲基橙光化学降解反应一级动力学常数随草酸浓度的增大呈先升后降的趋势,最佳草酸初始浓度为1 mmol/L;溶液p H的变化也显著影响甲基橙的脱色。光化学反应过程中溶液p H和Fe2+的浓度的变化和草酸的初始浓度有关。     

CuWO_4促进TiO_2光催化降解水中阿特拉津

以一种简单的方法制备CuWO_4,并研究了CuWO_4促进Ti O_2光催化降解水中阿特拉津的效能及可能机理。结果表明,反应体系加入少量(50 mg/L)CuWO_4显著加快Ti O_2光催化降解水中阿特拉津,反应270 min降解率达92.1%,较单一Ti O_2催化效率提高1.94倍;CuWO_4在降解过程中显示出较强的稳定性,溶液中微量溶解的Cu~(2+)接收电子形成Cu(II)/Cu(I)的价态变化;随CuWO_4煅烧温度(100～800℃)的升高降解率先增大后下降,500℃达到最大,而Cu~(2+)溶出率则显著降低,CuWO_4-Ti O_2催化体系的正效应归功于固态CuWO_4;光生电子及HO~·自由基及光生电子在反应体系中起主要作用。实验结果有助于其他Cu基半导体提升Ti O_2催化活性的研究。