降解反应（精选九篇）
降解反应 篇1
三氯乙醛是制造敌百虫、敌敌畏农药及医药催眠剂水合三氯乙醛和氯霉素等的原料, 用途很广[1]。它是工业生产中一种重要的有机中间体, 是许多化工产品、药物和农药的合成原料。工业排放的三氯乙醛污染水源、肥源和土壤, 甚至危害人体健康。三氯乙醛在空气中易挥发, 有很强的辛辣刺激性气味, 且有较强的毒性, 对皮肤和粘膜有强烈的刺激作用。在工作场所可能接触其蒸气时, 必须佩戴自吸过滤式防毒面具 (全面罩) , 应密闭操作, 提供充分的局部排风, 操作人员必须经过专门培训, 严格遵守操作规程, 尽可能机械化、自动化操作。适量的三氯乙醛对人有镇静和催眠作用 (临床上用水合三氯乙醛) , 用量大时, 先是引起兴奋, 随后产生深度麻醉, 同时麻痹、抑制中枢神经导致死亡。国外报道三氯乙醛可致小鼠肝肿瘤并具有一定的致突变性[2,3]。人类饮用受到三氯乙醛轻度污染的水后, 中枢神经系统受到抑制作用, 出现嗜睡、乏力等症状, 且对人类具有致突变作用和潜在的致癌性[4]。本文通过吡唑啉酮光度法测定水中三氯乙醛在Fe (III) 离子存在及光作用条件下不同时间段的浓度, 研究了三氯乙醛光化学反应的动力学规律, 为降低三氯乙醛的含量及其安全使用提供理论依据。
2 实验仪器与试剂
2.1 仪器
主要仪器有:UV-7504C型紫外分光光度计 (上海欣茂仪器有限公司生产) 、HHS型恒温水浴锅 (天津市华北实验仪器有限公司生产) 、 全自动FA1104型电光分析天平 (上海恒平科学仪器有限公司生产) ;25mL比色管、容量瓶、烧杯等。
2.2 试剂
主要试剂有:水合三氯乙醛 (C2H2Cl3O2, 分析纯, 天津市科密欧化学试剂开发中心) , 1-苯基-3-甲基-5-吡唑啉酮 (C10H10N2O, 天津市瑞金特化学品有限公司) 、N、N-二甲基甲酰胺 (HCON (CH3) 2, 天津市大茂化学试剂厂) 、磷酸氢二钠 (Na2HPO4, 分析纯, 天津市瑞金特化学品有限公司) 、磷酸二氢钾 (KH2PO4, 分析纯, 天津市科密欧化学试剂开发中心) 、氯化铁 (FeCl3, 分析纯, 天津市大茂化学试剂厂) 。
3 反应机理
Fe (III) 的许多配合物在光照条件下首先发生光还原反应, 从而产生自由基和其它活性物种。例如[5]:
[FeSO4]++H2O→FeSO4-H-+·OH
[FeSO4 (H2O) 5]+→[Fe (H2O) 5]2++·SO-4
·OH自由基具有较强的氧化性, 可以使水体中的大分子难降解的有机物氧化成低毒或无毒的小分子物质, 甚至直接降解成二氧化碳和水, 接近完全矿化[6]。因此, ·OH自由基以及其它活性物质是导致三氯乙醛浓度降低的主要原因。当溶液中Fe (III) 的浓度增大时, 光化学反应产生的自由基浓度增加, 因此三氯乙醛的去除率增加。
4 三氯乙醛标准曲线的绘制[7]
4.1 实验原理
1-苯基-3-甲基-5-吡唑啉酮在弱碱性条件下能和三氯乙醛反应生成棕红色的化合物, 在480nm 处有最大吸收峰。当水合三氯乙醛含量在0-5.6g/mL时浓度和吸光度的关系遵守比尔定律。检出浓度为0.02g/mL, 测定上限为5.6g/mL。
4.2 试剂的配制
(1) 三氯乙醛储备液的配制
称取水合三氯乙醛 (C2H3Cl3O2) 0.11g左右 (精确至0.0002g) , 溶于水后, 移入100mL容量瓶中, 加水稀释至刻度, 摇匀, 备用。
储备液浓度按下式计算:
储备液浓度undefined (1)
式中: m—称取水合三氯乙醛的质量, g;
0.8912—水合三氯乙醛换算为三氯乙醛的系数[8]。
(注:水合三氯乙醛不进行干燥处理, 直接从密封良好的试剂瓶中移取即可, 因三氯乙醛易挥发所以称量应快。)
(2) 10mg/L 水合三氯乙醛标准使用液
取数毫升储备液配制, 取用量按下式计算:
储备液取用量undefined (2)
式中: V—欲配制溶液体积, mL;
C—储备液的浓度, mg/L。
临用前配制 (因三氯乙醛在一定条件下容易产生聚合现象[9]) 。
(3) 磷酸盐缓冲溶液
称取22.69g 磷酸氢二钠 (Na2HPO4·12H2O) 与0.46g 磷酸二氢钾 (KH2PO4) 溶于水后移入1000mL 容量瓶中, 用水稀释至刻度, 摇匀, 此溶液pH 为8.0。
(4) 吡唑啉酮显色剂, 0.5% (m/V)
称取0.5g 1-苯基-3-甲基-5-吡唑啉酮溶于15mL N、N-二甲基甲酰胺中 (二甲基甲酰胺由5mL改为15mL目的是防止二甲基甲酰胺结晶[10]) , 加水稀释至100mL。因吡唑啉酮中可能残留有苯肼使溶液显黄色, 放置时间过久会因氧化而加深, 可加10mL 四氯化碳萃取除去, 使空白降低。试剂保存在冰箱中, 半个月内稳定。
4.3 操作步骤
(1) 移取10mg/L的三氯乙醛标准溶液0、1.00、3.00、5.00、7.00、10.00、12.00、14.00mL分别于七支25mL比色管中, 再各加入5mL磷酸盐缓冲溶液、5mL吡唑啉酮显色剂, 加水至标线, 摇匀。
(2) 取下比色管的塞子, 在沸水浴中加热15分钟或80℃左右 (偏差不大于2℃) 水浴中加热40分钟后取出, 用冷水冷却至室温。
(3) 在480nm处, 以蒸馏水为参比, 用10mL比色皿测各管中溶液的吸光度, 并记录数据。数据记录见表1。
(4) 标准曲线的绘制
线性回归得一直线方程: y=9.8636x, 相对标准偏差为R2=0.9931。
测得溶液吸光度, 代入上式即得三氯乙醛浓度。
5 三氯乙醛光化学反应的动力学研究
5.1 实验设计
当Fe (III) 浓度一定时, 通过以下两组试样在太阳光下的反应考察了三氯乙醛浓度对Fe (III) -三氯乙醛光化学反应的影响。
试样a:CCl3CHO浓度20 mg/L, Fe (III) 浓度1 mg/L, pH = 4 (水温30-35℃)
试样b:CCl3CHO浓度35 mg/L, Fe (III) 浓度1 mg/L, pH = 4 (水温30-35℃)
5.2 实验药品配制
(1) 1000mg/L的三氯乙醛
称取0.1122g水合三氯乙醛, 加水溶解后转移到100mL容量瓶中, 加水至刻度线, 摇匀, 备用。
(2) 10mg/L Fe (III) 离子的硫酸铁溶液
称取0.0058g氯化铁, 加水溶解, 转移到200mL容量瓶中, 加水至刻度线, 摇匀, 备用。
(3) pH = 4的缓冲溶液的配制
称取15g邻苯二甲酸氢钾放在干燥箱中将温度调至 (1105) ℃, 干燥至恒重, 准确称取10.2112g邻苯二甲酸氢钾溶与适量蒸馏水中, 转移到1L容量瓶中, 加水稀释至刻度, 摇匀, 备用。
(4) pH = 8 的缓冲溶液
同3.2中的 (3) 。
(5) 吡唑啉酮显色剂
同3.2中的 (4) 。
5.3 实验过程
(1) 试样a的配制:取一用蒸馏水清洗过的200mL容量瓶, 向其中用5mL的吸量管移取4mL 1000mg/L的三氯乙醛溶液, 再用量筒分别移取20mL 10mg/L的Fe (III) 溶液和20mL pH = 4的缓冲溶液, 加水至刻度线, 摇匀。
(2) 试样b的配制:取一用蒸馏水清洗过的200mL容量瓶, 向其中用10mL的吸量管移取7mL 1000mg/L的三氯乙醛溶液, 再用量筒分别移取20mL 10mg/L的Fe (III) 溶液和20mL pH = 4的缓冲溶液, 加水至刻度线, 摇匀。
(3) 取2个干燥过的250mL烧杯, 将试样a、b分别倒入烧杯中, 将倒有试样a、b烧杯放在太阳光下见光 (水温大致在30-35℃范围内) 。
(4) 每10分钟分别取1mL试样a、b于加有5mL吡唑啉酮显色剂和5mLpH = 8的缓冲溶液的25mL比色管中, 加水至刻度, 摇匀。取下比色管塞子, 放入沸水中加热15min后取出用冷水冷却至室温。
(5) 参比溶液的制取, 在25mL比色管中加入5mL吡唑啉酮显色剂、5mLpH = 8的缓冲溶液和0.1mL 10mg/L的Fe (III) 溶液加水至标线, 取下比色管塞子, 在沸水中煮15min, 拿出用冷水冷却至室温。
(6) 以参比溶液做参比用分光光度计测试样的吸光度并记录数据。
5.4 分析及讨论
测量试样a、b在10min、20min、30min、40min时溶液中三氯乙醛的吸光度并列于表4.1中, 通过式
C=A×9.8636×25 (3)
计算得出溶液中三氯乙醛的浓度列于表4.2中。如表2、3所示。
(1) 由不同时间a、b试样的浓度, 制作出三氯乙醛浓度随反应时间变化的曲线, 见图2。
从图2中不同浓度的三氯乙醛在光作用下, 浓度随时间下降的趋势可以看出, 当Fe (III) 离子浓度一定时, 光化学反应速率随三氯乙醛浓度的增加而增加。
(2) Fe (III) -三氯乙醛光化学反应拟为一级反应, 则反应动力学方程为:
undefined (4)
初始条件为 t=0、 c=c0, 积分后得到:
undefined (5)
式中, c为时刻t时的三氯乙醛浓度, c0为三氯乙醛初始浓度, k为反应速率常数。根据表4.2中试样a数据, 通过绘制ln (c0/c) -t曲线, 考察三氯乙醛光化学反应的动力学规律, 见图3所示。
从图3可以看出, 当Fe (III) 离子浓度一定时, 三氯乙醛光化学反应符合一级反应动力学规律, 即ln (c/c0) 与时间t呈线性关系。
6 结论
(1) 通过研究得出:当Fe (III) 离子浓度一定时, 三氯乙醛的降解率随三氯乙醛浓度的增加而增大。
(2) 三氯乙醛的光化学反应符合一级反应动力学规律。
(3) 发现Fe (III) -三氯乙醛的光化学反应因要受到自然条件的限制, 因此可以利用产生·OH自由基的物质来降解三氯乙醛。
(4) 安全生产中, 可利用Fe (Ⅲ) 作催化剂对三氯乙醛进行光降解。
参考文献
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降解反应 篇2
废纸制浆废水在光-Fenton反应中的降解
摘要：在太阳光模拟灯的照射下,采用光-Fenton反应对废纸制浆废水进行了处理.结果表明,在Fenton试剂最佳物质的.量比为10∶1、最佳pH值为2.8的条件下,光-Fenton反应处理废纸制浆废水效果显著,H2O2用量、催化剂种类和反应时间对TOC的去除也均有很大影响.在H2O2和Fe(Ⅱ)的用量分别为1883 mg/L和310 mg/L、pH值2.8及30℃的条件下,经过90min的处理,废水的TOC可去除66%以上.作 者：徐美娟 王启山 赵文玉 王嵩 吴立波 张颖 XU Mei-juan WANG Qi-shan ZHAO Wen-yu WANG Song WU Li-bo ZHANG Ying 作者单位：徐美娟,王启山,王嵩,吴立波,张颖,XU Mei-juan,WANG Qi-shan,WANG Song,WU Li-bo,ZHANG Ying(南开大学环境科学与工程学院,天津,300071)赵文玉,ZHAO Wen-yu(桂林工学院资源与环境工程系,广西,桂林,541004)
期 刊：中国造纸 ISTICPKU Journal：CHINA PULP & PAPER 年，卷(期)：, 25(11) 分类号：X793 关键词：光-Fenton反应 废纸制浆废水 废水处理三维电极反应器降解甲基叔丁基醚 篇3
目前,降解MTBE的主要方法有生物法［8］、活性炭吸附法［9］、高级氧化法［10］等。事实上,利用三维电极反应器能即时的产生具有更强的活性的·OH,预期可以使MTBE的降解速率更快。但目前对三维电极反应器的研究仍然不多,它对污染水体中的MTBE降解缺少验证,因此,本研究以活性炭或为粒子电极,考察了三维电极法对MTBE的降解效果及其主要影响因素。
1 材料与方法
1. 1 试剂与仪器
无水硫酸钠( AR级) ,硫酸亚铁( AR级) ,硫酸( 0. 5 mol·L－ 1) ,氢氧化钠( 1 mol·L－ 1) ,MTBE( 99. 9% ) 。
p H计( FE20 Five Easy Plus OL p H计) , METTLER TOLEDO; 超声波清洗器,上海科导超声仪器有限公司; 恒温调速回转式摇床,上海杜科自动化设备有限公司; 单路直流稳压电源( QJ6005S) ,宁波江东冠达商贸有限公司; 总有机碳分析仪( Jena multi N/C 3100) ,德国耶拿分析仪器有限公司; 吹扫捕集样品浓缩仪( 4660 Eclipse) ,美国OI公司; 气相色谱质谱联用仪( GCMS - QP2010) ,日本岛津公司。
1. 2 试验设置与步骤
该试验在单室三维电极反应器里进行,实验装置如图1 所示。反应器主要有普通玻璃材质的槽体,和两个平板电极组成。电极板分别为不锈钢板阴极和钛板阳极。两电极板面积:12 cm × 10 cm,槽体体积: 12 cm × 12 cm × 11 cm,极板间距:5. 5 cm,活性炭添加量为1 g / L。外加电源以直流方式供电,输出电流0 ~ 2 A,输出电压为0 ~ 40 V。
1. 3 实验步骤与方法
先配置5 mol/L浓度的MTBE储备液500 m L,在每组实验之前,将储备液进行稀释得到所需的浓度。每批实验需配置所需浓度的MTBE溶液600 m L,再加入0. 3 mol/L Na2SO4作为电解质,最后调节p H值为至预定值。第一组实验考察了温度对对MTBE降解过程的影响,MTBE浓度为1 mmol/L,温度分别设置为10、25 和35 ℃ ,温度由恒温箱保持,电压输出为5 V。第二组实验考察了MTBE的不同初始浓度,对降解过程的影响,浓度分别为1、10、50 mmol/L,电压输出为5 V。第三组实验固定MTBE浓度为1 mmol/L,考察Fe2 +浓度的影响,其浓度分别设置为0. 1、1、10 mmol/L,电压输出为5 V。所有实验的取样时间间隔均设置为10,30,60,90,150,270 min。定时采样后,水样测试p H值,并使用TOC分析仪来检测反应液的总有机碳浓度,用以表征MTBE的降解和碳化程度。
2 结果与讨论
2. 1 温度对MTBE降解的影响
由于粒子电极为活性炭,活性炭吸附部分MTBE,温度会对吸附过程产生影响。实验在MTBE初始浓度C0为1 mmol/L和p H = 7. 0 的条件下,探究温度对活性炭吸附的影响,结果见图2; 以及保持前述条件,在电压为5 V的条件下,考察温度对三维电极反应降解MTBE的影响,结果见图3。
如图2 和图3 所示,随着温度的升高,MTBE的去除率总体呈增加趋势。分析是由于升高温度,有利于传质过程的进行。图3 和图2 对比可知,活性炭对MTBE有一定的吸附效果,但是在有施加电压的情况下,MTBE的降解显著提高,也证实了三维电极的电化学氧化作用对MTBE降解所起到的主体作用。但考虑该技术在实际的地下水处理工程中的应用,后续实验均以25 ℃ 作为实验条件。
2. 2 初始浓度对MTBE降解的影响
由图4 可见,在反应初期t < 120 min时,MTBE初始浓度越低,其去除效率越高。分析其原因,应该是受到三维电极反应器自身效率和传质效率的影响。当电压保持一致时,三维电极反应器自身产生氧化剂( 如·OH或H2O2) 的效率大致维持不变,在MTBE浓度较高的情况下,其反应过程中产生的中间产物相对较多,同时也会消耗活性氧化剂,从而导致高浓度有机污染物的去除效率低。由图4 可见,在MTBE初始浓度为1 mmol / L时,仅反应60 min左右,其去除率就能达到较高水平( >60% ) ,而后去除效率仅呈缓慢增加趋势,到反应结束的4. 5 h,最终TOC去除率在70% 左右。分析可能是MTBE被氧化后的部分中间产物较难被继续氧化,因而氧化速率下降。对于初始浓度较高的情况,即10 mmol/L和50 mmol/L,总去除效率逐渐增加,由此我们可以大致估算该反应器的体积处理效率。
2. 3 亚铁离子Fe2 +对MTBE降解的影响
目前国内外对有机废水的降解机理尚有不同看法,但主流观点都赞同主要是电解过程中产生氧化性极强的羟基自由基( ·OH) 和H2O2使有机物氧化降解。三维电极电解体系的作用机制如下:
( 1) 通过电解产生的O2和外界可提供的O2在阴极上还原产生H2O2
( 2) 当体系中存在金属催化剂时,会产生·OH［11］
据报道,地下水中含有大量亚铁离子,浓度约在0. 18 mmol/L［12］。因此可以考察Fe2 +的参与,会对MTBE的降解产生何种影响。研究添加了三种不同浓度Fe2 +,考察三维电极的降解能力。由于Fe2 +固有性质限定,本实验设定在酸性环境下( p H =3) 进行。由图5 可知,只要是添加了亚铁离子,无论添加的浓度多少,MTBE降解效果都好于未添加亚铁离子的溶液。分析认为是由于溶液中发生了电Fenton反应,生成Fe2 +/ Fe3 +氧化还原电对能较好的促进降解反应。另外降解效果并不是随着Fe2 +浓度的升高而持续增大,与文献报道［13］一致。Fe2 +浓度高时,去除率反而低,主要是由于在反应开始初期,过多的Fe2 +会捕获反应产生的·OH,生成Fe3 +,从而抑制了·OH氧化MTBE的能力,且生成的Fe3 +和H2O2反应生成氧化能力低的HO2·,从而使TOC去除率下降。因此,当Fe2 +浓度为1 mmol / L时,对MTBE降解的促进作用较为显著。
3 结论
降解反应 篇4
利用UV-Fenton高级氧化技术对苯酚废水进行了处理研究.通过半衰期法对苯酚的`反应级数进行了探讨,确定其在UV-Fenton体系降解过程中的表观反应级数为3/2,并初步建立了苯酚UV-Fenton降解的动力学模型,并从反应速率系数着手探讨了污染物初始浓度、双氧水加入量、亚铁离子浓度及pH值对反应降解速率的影响.
作 者：熊思江 刘琼玉 张如月 XIONG Si-jiang LIU Qiong-yu ZHANG Ru-yue 作者单位：熊思江,张如月,XIONG Si-jiang,ZHANG Ru-yue(中钢集团武汉安全环保研究院,武汉,430081)
刘琼玉,LIU Qiong-yu(江汉大学化学与环境工程学院,武汉,430056)
降解反应 篇5
关键词：对氨基苯磺酸,膜生物反应器,生物强化,生物降解
对氨基苯磺酸 (4-Aminobenzenesulfonic acid, 4-ABS) 广泛用于偶氮染料、印染助剂、食品色素、香料、医药和农药等化工产品的中间体生产, 也是制造农药敌锈钠的重要成分, 在生产和使用过程中, 不少4-ABS以工业废水的形式排入水体, 严重危害水环境。因其结构含有氨基 (-NH2) 和磺酸基 (-SO3) 两性官能团, 具有高极性和水溶性, 且化学结构稳定, 属于难生物降解的化学物质[1,2,3]。
优势菌处理废水的应用中, 人为地使某类菌在数量或质量上占优势, 抑制其他菌群生长, 达到提高进水负荷和处理效果的目的[4]。随着人们对微生物认识的加深, 高效菌与MBR结合用于废水处理工程, 发挥着巨大的作用[5]。本文以4-ABS为唯一碳源, 考察不同水力停留时间 (HRT) 、有机负荷、污泥浓度、DO及p H条件下, W1作为高效菌强化MBR的降解效果及特性, 优化工艺参数, 并对反应器稳定运行进行分析评价, 为生物强化MBR实际应用于芳香族磺酸类化合物废水的处理提供参考。
1 材料与方法
1.1 实验材料
主要化学试剂为4-ABS, 纯度为99%, 分析纯, 结构见图1。
菌种为作者驯化分离的4-ABS高效降解菌株Pannonibacter sp.W1。该菌种于-80℃冷冻保存 (30%甘油:菌液=1:1) , 活化后使用。反应器进水为无机盐配方, 按需加入定量4-ABS。
1.2 实验装置
配制的有机废水灭菌后置于进水槽1中, 由进水泵2打入反应器3中。出水泵7的抽吸作用下经膜组件4过滤出水, 真空表测定透膜压力, 确定膜是否清洗或更换, 出水排入8中。曝气由曝气泵6提供, 气量由转子流量计5控制, DO通过溶氧仪测定。见图2。
1.3 分析方法
测量4-ABS在最大吸收峰249nm的吸光度, 由质量浓度-吸光度标准曲线得到其浓度;混合液悬浮固体 (MLSS) 用重量法测定;CODcr用重铬酸钾法测定, DO用溶氧仪测定。
1.4 运行方式
MBR反应器间歇运行, 进水时间0.5 h, HRT 12 h~24 h, 出水时间2h~3.5 h, DO 4.0 mg/L~6.2 mg/L, p H值7.0±0.2, 据真空表示数和膜出水速率进行膜清洗。
2 结果与讨论
2.1 MBR对4-ABS的去除效果
图3表明, MBR运行中, 进水4-ABS浓度保持1000 mg/L左右, HRT由14h降至10 h, 后降至6 h, 4-ABS去除率始终保持在99%以上, 两个月内处理效果稳定, 并在运行初期很快达到较好效果, 说明高效菌W1的投加使MBR启动期大大缩短, 去除目标物的效率大大提高, 显示了W1相比于传统的活性污泥, 降解目标污染物具有很大优势。
2.2 MBR对COD的去除效果
图4表明, 进水COD保持在1000mg/L以上, 而出水COD低于100mg/L, 满足出水要求。相比4-ABS的去除率99%, COD去除率仅保持在95%左右, 偏低, 分析其原因, 微生物降解4-ABS过程中, 自身产生可溶性微生物产物 (SMP) 和小分子的胞外聚合物 (EPS) 给出水带入了少量COD, 但随着运行时间的延长, 微生物对产物的降解能力增强, 出水COD略有下降并趋于稳定, 也可能由于两者测量精度不同导致。
2.3 有机负荷对去除率的影响
进水有机负荷指单位容积曝气区在单位时间内所能承受的COD或BOD的量, 也叫容积负荷。图5表明, 反应器运行过程中, 虽然COD进水浓度保持稳定, 但随着HRT缩短, 容积负荷由最初的1700 mg·COD/ (m3·d) 升至4200 mg·COD/ (m3·d) 。由于菌量增加, 污泥负荷变化不大, 仍可保持COD去除率达95%。
2.4 反应器内MLSS的变化
图6表明, 随着运行时间的增长和HRT的缩短, 反应器中混合液悬浮固体 (MLSS) 浓度不断增加, 直到5 g/L左右实现菌体增殖与内源呼吸消耗的平衡, F/M (有机物与微生物的比值) 较低, 污泥浓度增加趋于缓慢或动态平衡。不断增加并趋于稳定的MLSS是维持高进水负荷下仍保持较高去除率的关键, 保证了系统正常、稳定、高效运行。
2.5 DO对MBR降解4-ABS的影响
图7表明, MLSS变化不大 (1.08mg/L~1.18 mg/L) 的情况下, 溶解氧 (DO) 低于4.5 mg/L时, 去除率仅为50%左右, 而高于5 mg/L时, 对降解率的影响不大, 保持在95%以上, 但是当DO浓度不断增大, 去除率出现降低现象, 分析原因是因为有机物的供给低于高活性代谢下的消耗, 造成微生物浓度降低, 引起降解率下降。
2.6 反应器中菌群的稳定行考察
反应器运行两个月后, 取1m L菌液进行涂板计数分析, 结果见表1。菌株W1的类似菌落占总菌落的70%, 粗估W1是优势菌株, 可在MBR运行环境中稳定存在。
3 结语
(1) MBR反应器运行稳定, 菌泥活性好, MLSS浓度高, 出水水质好, HRT为6h时, 4-ABS去除率可达99%以上, 出水COD低于50 mg/L; (2) MBR反应器中控制DO 5mg/L~6 mg/L为宜; (3) 通过涂板分析, 粗估W1是优势菌株, 可在MBR运行环境中稳定存在。
参考文献
[1]Coughlin M F, Kinkle B K, Tepper A et al.Characterization of aerobic azo dye-degrading bacteria and their activity in biofilms[J].Water Science and Technology, 1997, 36 (1) :215-220.
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降解反应 篇6
关键词：电催化氧化,环氧丙烷,工业废水,滤压式电化学反应器
随着电催化氧化技术在污水净化[1]、垃圾渗滤液[2]、制革废水[3]、印染废水[4]、炼油废水[5,6]等领域的应用研究, 使人们对电化学技术处理废水的期待更加迫切。本文根据环氧丙烷皂化废水的氯离子浓度高, 导电性强特点提出了间接电氧化法降解废水中的有机物污染物的思路, 研究环氧丙烷皂化废水在滤压式电化学反应器中的电催化氧化降解过程, 并讨论相关因素对有机污染物降解过程的影响。
1 实验部分
1.1 实验装置
循环电解实验在滤压式电化学反应器中进行。阳极为网状DSA型电极, 阴极为Ti网, 每块电极面积为3×3cm2, 两极间距可调。待处理废水为250cm3, 电解系统进行恒电流电解, 可调节电流密度。柱状颗粒活性炭作为填充粒子, 填充于两极板之间。
1.2 实验步骤
1.2.1 环氧丙烷皂化废水的预处理
向环氧丙烷废水中加入纯碱 (Na2CO3) 溶液和二氧化碳转化为碳酸钙 (Ca CO3) , 并调节p H至中性, 反应方程式如下:
CaCl2+Na2CO3→CaCO3+2NaCl Ca (OH) 2+CO2→CaCO3+H2O
1.2.2 电化学氧化法处理环氧丙烷皂化废水
整个电催化氧化装置由直流电源、滤压式电化学反应器及附件组成。实验在室温下进行, 贮槽中加入待处理的0.25L的废水, 电解液通过磁力泵进入反应器, 转子流量计调节流速, 待反应器中的流动稳定后, 设定电流至所需值后接通电源, 开始计时, 每隔一段时间取样测定有机物含量和COD。
1.3 COD的测定方法
采用重铬酸钾法测定 (GB11914-1989) 。在测定水样时, 由于环氧丙烷皂化废水的含盐量和氯离子浓度较高, 进行COD测定时, 需要将水样稀释。通过多次平行试验发现, 当氯离子浓度超过1000mg L/时, 存在的误差比较大, 因此将水样氯离子稀释到1000mg/L以下, 再用硫酸汞做掩蔽剂。
1.4 主要计算公式
1.4.1 COD去除率
本文采用COD去除率作为废水中有机物去处效果的指标之一, COD去除率按下式计算:
上式中:COD0——处理前废水的COD值 (mg·L-1) ;CODt——电解时间为t时废水的COD值 (mg·L-1) ;ΔCOD%——COD去除率。
1.4.2 能耗
上式中:W为能耗 (J) ;U为电压 (V) ;I为电流 (A) ;t为电解时间 (s) 。
2 结果与讨论
2.1 电解时间对去除COD效果的影响
取0.25L经预处理的废水, 电极间距=15mm, 电流密度30m Acm-2, 流量4L/h, 阳极采用网状Ru-Ti-Sn电极, 阴极为Ti网, 每块电极面积为3×3cm2, 温度为室温, 考察电催化氧化法对废水中COD的去除效果, 见图1。在反应过程中, 反应器内产生大量的氯气。电解氧化法去除COD是一个复杂的电化学反应过程, 不仅存在电极表面上的直接电氧化, 而且存在以Cl-/Cl2或Cl-/Cl O-为媒介的间接电氧化过程。废水中氯离子的浓度为10.968g/L, 电解过程中会产生Cl2、Cl O-, 它们是强氧化剂, 有助于降低水中的COD浓度。从图1可以明显看出, 前1h COD迅速下降, 但1h后, COD又升高, 说明生成了中间产物使废水的COD升高, 在2h后COD又开始迅速降低, 在7h后COD全部去除, 同时也可以说明电催化氧化法可以有效降低废水中的COD。
2.2 电流密度的影响
实验初步考察了电流密度对COD和去除效果的影响, 实验结果见图2。在反应的初始阶段COD的降解速率是30m A/cm2>50m A/cm2>10m A/cm2, 电流密度对废水电化学降解影响主要有两方面:增大电流密度一方面可使电极的工作表面得到充分利用, 电生成活性氧化中间体的浓度增大, 有利于电化学氧化进程;另一方面, 高电流密度下, 电极极化现象和钝化加剧, 并且、析氧副反应也不断加强, 降低了电解效率和处理效果。但50m A/cm2时, COD完全降解所需的时间是最少, 这是因为电化学反应的速率由电流密度的大小决定。电流密度的提高, 意味着单位时间内转移的电子多, 总的反应速度也相应提高。但电流密度增大会导致槽电压升高、使能耗上升。表1是列出不同电流密度下降解效果, 从能耗角度考虑不宜选择过大电流密度, 最优的电流密度是10m A/cm2。
3 结论
(1) 使用DSA型阳极、Ti阴极和滤压式电化学反应器构成的电解处理体系处理实际环氧丙烷皂化废水, 循环电解实验的结果表明, 利用电催化氧化技术处理环氧丙烷皂化废水, 降解废水中的有机污染物是可行的。 (2) 阐述了电化学处理废水的过程中电流密度对有机物降解过程的影响, 增加电流密度能提高降解速率, 但同时也增加了能耗, 综合考虑最佳的电流密度是10m A/cm2。
参考文献
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降解反应 篇7
亚甲基蓝作为一种碱性染料, 在印染废水中颇具代表性, 常作为光催化降解中的模型反应[2]。利用三氧化钨作为光催化剂, 探讨其在降解亚甲基蓝模拟废水过程中的影响因素[3], 并通过动力学研究为反应器的选型和放大提供理论基础。
1 实验部分
1.1 试剂与仪器
三氧化钨 (化学纯) , 亚甲基蓝 (分析纯) 。
722分光光度计, 磁力搅拌器, 白炽灯。
1.2 实验方法
取100m L一定浓度的亚甲基蓝溶液于反应器中, 称取一定量三氧化钨, 加入适量H2O2, 放置于磁力搅拌器上, 用紫外灯照射进行光照反应。反应过程中, 取样、离心分离, 取上清液在665nm的波长下测定溶液的吸光度, 计算脱色率。
2 结果与讨论
2.1 单因素实验
在反应容器中加入亚甲基蓝模拟废水, 加入光催化剂和H2O2, 在光照射下, 分别改变反应时间、催化剂用量、H2O2用量、模拟废水的初始浓度、p H值, 进行模拟废水的光催化氧化处理, 讨论这些因素对光催化反应的影响。
2.1.1 光催化剂用量对光催化效果的影响
在反应体系中加入不同量的三氧化钨光催化剂, 并加入H2O2, 在紫外灯照射下反应, 每5min取样1次, 测其吸光度, 计算亚甲基蓝模拟废水的浓度百分比。降解过程中浓度百分比与时间的关系曲线如图1所示。
由图1的实验结果可知, 随着催化剂用量的增加, 亚甲基蓝的降解率迅速增大, 但当催化剂增大到一定量时, 降解率增大逐渐平缓, 说明适当增加光催化剂的量能产生更多的活性自由基, 增大反应的固-液接触面, 加速光催化降解反应。光催化剂加入量较小时, 光源产生的有效光子不能被完全转化成化学能, 使得光子能量不能得到充分利用;而光催化剂加入过多又会造成催化剂颗粒对光的屏蔽散射, 影响溶液的透光率而损失光能[4], 这样会使光催化效率增加变缓。因此, 适当的催化剂加入量是光催化反应的一个至关重要的因素。
2.1.2 H2O2用量对催化效果的影响
加入不同量的H2O2, 进行光催化反应, 测定不同H2O2加入量对光催化反应的影响。作降解过程中浓度百分比与时间的关系曲线如图2所示。
由图2的实验结果可知, 加入H2O2可明显地提高亚甲基蓝的降解率。这是因为在反应过程中, 会发生2种反应:一种是UV/光催化剂反应, 另一种就是UV/H2O2反应, 两者的结合会产生较强的降解作用。H2O2在紫外光的照射下会产生具有强氧化能力的羟基自由基·OH, 促进反应的进行。
另外, 在反应过程中, 产生的光生电子和光生空穴很容易复合, 会抑制反应的进行。H2O2在反应过程中又是良好的电子捕获剂, 氧气在光催化剂表面上具有良好的吸附性, 易与光生电子反应, 有效抑制电子与空穴的复合, 使光催化反应持续进行[5]。H2O2在溶液中会产生O2, 因此H2O2在体系中起着电子捕获剂的作用。在体系中加入H2O2会促进亚甲基蓝溶液的降解。
2.1.3 模拟废水的初始浓度对光催化效果的影响
改变亚甲基蓝模拟废水的初始浓度, 在相同条件下进行光催化反应, 测定不同初始浓度对光催化反应的影响。作降解过程中浓度百分比与时间的关系曲线如图3所示。
由图3的实验结果可知, 模拟废水的初始浓度对处理的结果有明显的影响。亚甲基蓝模拟废水的初始浓度越低光降解效果越好。模拟废水的初始浓度过高会影响光的透过, 达到相同降解率所需要反应的时间越长。由于染料的浓度将会影响吸附量的大小, 随着浓度的增加, 吸附量不断地增大。当浓度达到一定值以后, 吸附趋于饱和, 有机物被吸附在催化剂表面导致活性部位减少, 再增大浓度, 随时间的增加处理浓度减小变缓。
2.1.4 模拟废水的p H值对光催化效果的影响
改变亚甲基蓝模拟废水的p H值, 在相同条件下进行光催化反应, 测定不同溶液p H值对光催化反应的影响。作降解过程中浓度百分比与时间的关系曲线如图4所示。
亚甲基蓝浓度5mg·L-1, 三氧化钨25mg, 1%H2O2 1m L
模拟废水的p H值对不同的有机污染物的光催化降解过程的影响大不相同, 其原因较为复杂, 关键在于p H值直接影响催化剂表面所带电荷的性质和污染物在催化剂表面上的吸附行为。光催化氧化反应的较高速率出现在低p H值区、高p H值区还是中性值区都是有可能的。
2.1.5 光照时间对光催化效果的影响
改变光照时间, 进行光催化反应, 测定不同光照时间对光催化反应的影响。作降解过程中浓度百分比与时间的关系曲线如图5所示。
由图5的实验结果可知, 在一定时间之前 (约20min) 亚甲基蓝的去除率随光照时间的增加而增大, 过了这个时间后, 随着光照时间的延长, 光催化降解污染物的去除率增加比较缓慢。这是因为当光照稳定时, ·OH和O2-的数目随光照时间增加而增加[6], 当光照时间足够长时, 有机物已经基本降解, 所以出现缓慢趋势。
2.2 正交实验
为了进一步确定光催化反应的最佳反应条件, 通过单因素实验, 确定了反应条件对亚甲基蓝降解影响较大的3个因素, 对每个因素选择3个水平条件, 进行正交实验。在三氧化钨光催化体系中, 由单因素实验结果可见, 对亚甲基蓝降解影响较大的3个因素是催化剂用量、反应时间和H2O2用量。因素与水平表如表1所示。
在确定影响因素及水平的基础上, 进行正交实验。根据正交表L9 (34) 设计9组实验, 实验方法和单因素实验相同, 得到处理后亚甲基蓝模拟废水的吸光度和脱色率如表2所示。根据实验结果, 进行正交实验分析, 数据如表3所示。
注:亚甲基蓝浓度8mg·L-1, p H=7
注:F0.1 (2, 2) =9
根据正交表信息和正交实验数据分析看出, 各因素影响顺序为:反应时间>H2O2用量>三氧化钨用量。根据单因素实验、正交实验的结果, 选择光催化反应的最佳条件是A3B1C2, 即三氧化钨50mg、反应时间40min、1%的H2O2 4m L。在最佳反应条件下进行光催化降解实验, 脱色率可达到96.6%。
2.3 不同复合体系中亚甲基蓝降解反应级数
有机物光催化降解用于水处理的有效性已得到了充分的证明, 特别对处理通常意义上难降解的染料废水, 在实验室中已取得了令人满意的结果。在向工业化迈进的过程中, 反应器的选型及放大是2个亟待解决的关键性问题, 这两者都离不开反应动力学的研究。
2.3.1 紫外光照射体系
配制10mg·L-1的亚甲基蓝模拟废水, 置于紫外灯下照射40min, 亚甲基蓝的浓度与光照时间的关系如图6所示。
利用图6中数据, 作 与光照时间t的关系曲线。由图7可见, ln (C0/Ct) —t之间符合直线关系, 说明在该实验条件下亚甲基兰光催化降解反应为一级反应, 直线的斜率即为反应速率常数k。
2.3.2 三氧化钨/UV体系
配制亚甲基兰模拟废水, 加入三氧化钨, 置于紫外灯下进行光照反应, 亚甲基蓝的浓度与光照时间的关系如图8所示。
亚甲基蓝浓度8mg·L-1, 反应时间40min, 三氧化钨50mg
利用图8中数据, 作1/Ct与光照时间t的关系曲线, 见图9。由图9所示, 1/Ct-t之间符合直线关系, 说明在该实验条件下亚甲基蓝光催化降解反应为二级反应, 直线的斜率即为反应速率常数k。
2.3.3 三氧化钨/UV/H2O2反应体系
配制亚甲基兰模拟废水, 加入三氧化钨和H2O2, 置于紫外灯下光照反应, 亚甲基兰的浓度与光照时间的关系如图10所示。
利用图10中数据, 作 与光照时间t的关系曲线。由图11可见, 1/Ct-t之间符合直线关系, 说明在该实验条件下亚甲基兰光催化降解反应为二级反应, 直线的斜率即为反应速率常数k。
利用最小二乘法进行线性拟合, 可求得三氧化钨不同光催化降解体系下动力学方程及相应的参数如表4所示。
由表4可知, 三氧化钨光催化反应中, 在UV反应体系中亚甲基兰降解反应是一级反应;在三氧化钨/UV和三氧化钨/UV/H2O2反应体系中, 降解反应则是二级反应。这就说明在不同的复合高级氧化体系中, 有机污染物降解的动力学方程和级数是不同的, 在一定程度上可以认为有机污染物降解历程是不同的。
3结论
1) 在以三氧化钨作为光催化剂处理亚甲基兰模拟废水的反应中, 影响处理效果的因素包括催化剂用量、模拟废水的初始浓度、H2O2用量、p H值和反应时间。通过单因素和正交实验, 得到了最佳处理条件:三氧化钨用量50mg, 反应时间40min, 4m LH2O2。在此条件下进行光催化降解实验, 亚甲基兰脱色率可达到96.6%。
2) 通过动力学研究, 在三氧化钨光催化反应中, 在UV反应体系中亚甲基兰降解反应是一级反应, 在UV/三氧化钨/H2O2反应体系中, 降解也是一级反应;而在三氧化钨/UV反应体系中, 降解反应则是一个二级反应。
参考文献
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降解反应 篇8
1 实验部分
1.1 实验仪器与药品
UV-2600A型紫外可见分光光度计,尤尼科上海仪器有限公司;DWK-25型超声清洗器,上海雷磁仪器有限公司;DZ-1型磁力加热搅拌器,上海雷磁仪器有限公司;TGL-16G型高速离心机,上海安亭科学仪器厂;701型电热恒温干燥箱,大连干燥箱厂。
钛酸丁酯(AR);亚甲基兰(AR);无水乙醇(AR);丙酮(AR);浓盐酸(AR);硫酸(AR);硝酸(AR);氢氧化钠(AR);环己烷(AR);正己醇(AR);氨水(AR)。
1.2 TiO2粉体及薄膜反应器的制备
向15mL环己烷、3.6mL正己醇和3.55mL十二烷基磺酸钠混合液中逐滴加入350μL蒸馏水,搅拌0.5h后加入150μL钛酸丁酯,搅拌2h,再加100μL浓氨水,反应23h。产物加入丙酮破乳,高速离心机分离获得TiO2粉体,丙酮反复洗涤后干燥研磨,装瓶保存。将TiO2粉体在去离子水中超声分散20 min,将经过预处理的培养皿表面浸入分散液,缓慢取出培养皿,60℃干燥2h。大量自来水冲洗掉负载不牢固的粉体,去离子水浸泡2h,制得中性TiO2薄膜。
1.3 染料亚甲基兰的光催化降解
取适当浓度亚甲基兰染料溶液,装入在上述条件下制得的负载TiO2薄膜的培养皿,以不同酸碱物质调节溶液pH值,在不同条件下紫外光从下向上照射,进行催化降解反应。反应器如图1所示。每隔一定时间取样,离心分离后测定上清液的吸光度,根据工作曲线得到浓度变化,计算染料亚甲基兰的降解率。
1.紫外灯;2.负载TiO2膜的培养皿;3.亚甲基兰溶液;4.暗箱
2 结果与讨论
2.1 溶液阴离子的影响
反应体系中不同阴离子的存在对光催化降解有机物有的很复杂影响,它与离子的种类可能存在的竞争性吸附和竞争性反应、电子空穴复合中心的增减以及反应条件等有关[2]。我们以不同的酸碱物质调整溶液pH值,并讨论了添加SO
2.2 溶液pH值对降解的影响
为考察溶液pH值对降解的影响,我们配制不同pH值的亚甲基兰溶液,其它测定条件同上,所得结果如图2所示:溶液pH值对染料的降解影响非常大。强酸性条件下降解效果最好,随着溶液pH值的增大,亚甲基兰降解率明显下降;至碱性条件时,继续增加溶液pH值,降解率又有一定程度的回升,这主要与染料的结构及TiO2薄膜表面电荷受酸碱性影响有关。
2.3 染料的初始浓度对降解的影响
分别取5mg/L、10mg/L、15mg/L、20mg/L和25mg/L浓度的亚甲基兰溶液,上述条件测定,得到降解率分别为:98.1%、94.6%、86.9%、69.4%和41.1%。可知随着染料初始浓度的增大,降解效率降低。这是由于浓度越高,更多的染料分子被吸附在催化剂表面导致活性部位减少。而且产生的中间产物不能及时分解掉,又可能形成甲基橙的初始结构形式[5]。
2.4 光强度的影响
通过改变光照距离和紫外灯数量而改变光照强度的大小,在其它条件不变的情况下分析光照强度对降解反应效率的影响。实验结果表明,采用1只100W紫外灯管而光照距离分别为10cm变到20cm和30cm时,经过120min后相应的降解率分别为92.6%,71.7%和53.0%,即随着紫外灯距反应液面距离的增大,降解效果明显下降。固定光照距离为10cm,采用2只100W紫外灯照射,经过120min后降解率为95.9%,与1只紫外灯照射效果相比,降解率并没有明显提高。以上结果说明, 适当加大光强会提高光催化降解效果,但增大到一定程度后,对降解率的提高没有多少效果。分析是因为在光催化过程中,光催化活性随光诱导电荷增多而增强;达到一定程度后,中间氧化物在催化剂表面的竞争性复合对降解影响愈趋明显。因此,光催化降解应在保证参与反应的光子数量足够的条件下,考虑经济、节约。
2.5 照射时间对降解的影响
取浓度为10mg/L的亚甲基兰溶液进行光催化降解实验,每隔一定时间取样分析,测定染料在光照时间不同情况下的降解率。结果见图3。由图可知随着照射时间的延长,降解率逐渐升高。
2.6 外加氧化剂对降解的影响
固定以上条件,以H2O2作为外加氧化剂,考察其影响。从中我们发现:适量的加入H2O2可以明显提高亚甲基兰的降解效果。主要原因是H2O2在光照下会分解产生具有强氧化性的羟基自由基,在反应初期就大大提高反应速率,并有效提高亚甲基兰的降解率。但如果外加氧化剂越多,同时也会造成越严重的二次污染,因此在实际应用时应酌情考虑。
3 结 论
采用溶胶—凝胶法制备TiO2粉体并制作的TiO2薄膜光催化反应器,对染料亚甲基兰的降解取得了良好的效果。
考察溶液阴离子、pH值、染料的初始浓度、光强度、照射时间、外加氧化剂等因素的影响,实验结果表明:SO
参考文献
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降解反应 篇9
自然环境中的抗生素会导致细菌、微生物的耐药性增强,排放之前必须进行降解处理[1]。非均相Fenton反应降解体系(Fe3O4-H2O2)以固体铁化合物为催化剂, 具有所需条件缓和、催化剂可回收利用等优点[2,3]。 另一方面,为了提高Fenton反应效率,研究者将草酸、柠檬酸等小分子有机物与Fe2+相结合[4],使得降解效率得到提高。文章选取了4种小分子有机羧酸, 与Fe3O4结合构成Fe3O4/ 羧酸-H2O2非均相Fenton反应体系用以降解水环境中的氧氟沙星。实验研究了羧酸的种类、浓度、p H值等反应条件对降解的影响,并探讨其反应机理。
1实验部分
1.1材料与方法
1.1.1实验试剂
六水合三氯化铁、四水合氯化亚铁、盐酸、硫酸、 氢氧化钠、H2O2(30%)、氨水(25%)、六水合硝酸铈、氧氟沙星(J&K SCIENTIFIC LTD)、草酸(H2C2O4)、乙二胺四乙酸(EDTA)、酒石酸钾钠(C4O6H4KNa,简称KTA)、柠檬酸(C3H6O3,简称CA)、邻苯二酚、硫酸亚铁铵、盐酸羟胺、高纯氮气、去离子水等,以上药品均为分析纯。
1.1.2Fe3O4催化剂的制备与表征
将5.46g Fe Cl3·6H2O、1.99g Fe Cl2·4H2O溶于50m L去离子水中,在N2保护下水浴加热至65℃后, 加入25m L氨水 (25%),机械搅拌30min,升温至80℃,陈化30min,自然冷却。用去离子水与乙醇交替洗涤3次,真空干燥后取出,用玛瑙研钵研磨,置于干燥器中备用。
表征方式:X射线粉末衍射仪(XRD,D8ADVANCE); 振动样品磁强计(VSM,Lake Shore-7407);透射电子显微镜(TEM, JEM-2100);傅里叶红外光谱(FT-IR, Vector-22)。
1.1.3降解与分析
降解反应在常温常压下100m L玻璃锥形瓶中避光进行。氧氟沙星溶液为80m L,初始浓度为25mg/L, 加入一定量的催化剂,振荡吸附平衡,加入H2O2和羧酸(EDTA、CA、KTA、H2C2O4)引发催化氧化反应开始, 继续振荡,在特定时间取出反应液,用强磁铁进行磁分离,然后以9000rpm转速离心分离,取上清液测定氧氟沙星的浓度以及Fe2+/Fe3+浓度。上清液中氧氟沙星的浓度采用紫外可见光分光光度计(Shimadzu, UV-2550)测定。
1.2结果与讨论
1.2.1Fe3O4催化剂的表征
如图1(a)X射线衍射图谱中出现对应于Fe3O4[JCPDS 19-0629]的(220)、(311)、(400)、(511)、(440)晶面的特征峰,说明制备得到结晶状态的Fe3O4。图1(b)透射电镜图显示样品是由5~20nm的纳米粒子团聚成为尺寸稍大的无定形体。图1(c)磁化曲线显示Fe3O4具有良好磁性,其饱和磁化强度为65.925 emu/g,将磁铁置于悬浊液旁边,能迅速发生固液分离。图1(d)分别为Fe3O4与Fe3O4- 有机羧酸 (EDTA/CA/KTA/H2C2O4) 的红外光 谱 。 νas (COO-) 与 νs (COO-) 偏离了1631 cm-1与1383 cm-1,说明Fe3O4粒子与羧酸发生了化学键作用,且△ν 均大于210 cm-1,即实际羧酸与Fe3O4的结合方式为单齿结合。
1.2.2Fe3O4/羧酸非均相Fenton反应降解抗生素影响因素研究
实验对比了相同条件下小分子羧酸的不同用量、p H值对反应的影响,反应条件为Fe3O4浓度1g/L、H2O2浓度60m M (mmol/L)、 氧氟沙星25mg/L (80m L)、30℃ 、 振荡速率180rpm。
如图2 (a、b、c、d),4种羧酸的加入均促进非均相Fenton反应,且随着羧酸浓度的增加, 降解率不断提高。其中EDTA的促进作用最强。由于浓度的增加,羧酸与Fe3O4表面铁吸附、络合的几率增加,从而不断提升Fe3O4-H2O2体系的降解效率。
p H值对降解的影响如图3(a)所示,碱性条件对反应有所抑制,原因是碱性条件下H2O2更易快速分解为H2O和O2,而不产生活性自由基。酸性条件下随着p H值减小,降解率不断提高。但是当p H值减小至一定值, 相同条件下的降解率不再提升。原因是酸性条件有利于羧酸跟与铁离子的络合作用,促进了反应;但酸性过强,H+也可抑制羧酸跟与铁离子的络合作用,从而使得降解率不再提高。
1.2.3反应机理研究
根据实验结果,结合均相Fenton与非均相Fenton反应的机理,文章提出Fe3O4/ 羧酸-H2O2体系催化氧化降解氧氟沙星抗生素的降解过程以及反应机理。
如图3(b),催化剂纳米粒子表面的≡Fe2+/≡ Fe3+结合小分子有机羧酸,形成≡Fe2+/3+-羧酸表面络合物(≡Fe2+/3+-OOC-R),催化H2O2分解产生羟基自由基。相对于Fe3O4单独催化H2O2分解,表面络合物(≡Fe2+/3+-OOC-R) 的形成使得≡Fe3+还原为≡ Fe2+,加快了表面(≡Fe2+/≡Fe3+)的循环,从而显著提高了Fe3O4的催化性能。
2结论
