有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响

符文晶, 魏桃员, 谢世伟, 张严. 有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
引用本文: 符文晶, 魏桃员, 谢世伟, 张严. 有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
FU Wenjing, WEI Taoyuan, XIE Shiwei, ZHANG Yan. Effects of organic ligands on aniline oxidation and degradation by produced hydroxyl radical in iron electrocoagulation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
Citation: FU Wenjing, WEI Taoyuan, XIE Shiwei, ZHANG Yan. Effects of organic ligands on aniline oxidation and degradation by produced hydroxyl radical in iron electrocoagulation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020

有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响

    作者简介: 符文晶(1996—),女,硕士研究生。研究方向:水处理电化学。E-mail:244627265@qq.com
    通讯作者: 谢世伟(1985—),男,博士,讲师。研究方向:水处理电化学。E-mail:xieshiwei@wust.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51808415)
  • 中图分类号: X523

Effects of organic ligands on aniline oxidation and degradation by produced hydroxyl radical in iron electrocoagulation

    Corresponding author: XIE Shiwei, xieshiwei@wust.edu.cn
  • 摘要: 铁电絮凝(Fe-EC)是一种高效的水处理方法,但其中有机污染物的去除机制尚不明晰。为研究有机废水中常见的有机配体对铁电絮凝过程中羟基自由基(·OH)产生以及有机污染物降解的影响,采用了对照实验、淬灭实验和电子自旋共振(ESR)等测试方法。结果表明:草酸(H2C2O4)和乙二胺四乙酸(EDTA)能有效促进铁电絮凝对苯胺(AN)的氧化降解,而·OH是起主要作用的活性氧化物;草酸和EDTA体系中主要存在的Fe(Ⅱ)络合物浓度与羟基自由基产率成正相关关系,1 mol的Fe(Ⅱ)-EDTA2−会产生235 mmol的·OH,是草酸的9倍;EDTA会与污染物竞争羟基自由基。进一步分析可知,在铁电絮凝体系中,EDTA的浓度为0.05 mmol·L−1时,对苯胺氧化降解的促进效果最佳。以上研究结果可为认识铁电絮凝中污染物的去除机制提供参考。
  • 随着矿区农业、采矿业以及化工生产业的不断发展,污染物不断地排放,导致矿区地区浅层地下水不同程度的污染[1-3]。监测显示,某矿区地下水中超标的污染物有重金属Cr、阴离子SO24、F等。Cr(Ⅵ)在环境中呈流动态,毒性很高,很容易穿透细胞壁,在细胞代谢过程中,可引起DNA氧化和非氧化2种形式的损坏,从而导致突变和染色体断裂,影响DNA的自然复制和转录,并能引起突变,主要导致肝细胞功能、肾脏和肺部的癌变[4-6];长期饮用高氟水,轻者牙齿产生斑釉、关节疼痛,重者会影响骨骼发育,甚至丧失劳动力[7-9]。目前,我国有400余个城市以地下水为供水水源[10],有些城市地下水甚至成为唯一供水水源。地下水关乎人民健康,一旦受到污染,造成的危害将无法估量。因此,寻找合适的污染地下水治理技术显得尤为重要。

    硫酸盐还原菌(SRB)价格低廉,是去除重金属离子非常有效的方法之一。董慧等[11]利用SRB去除矿山废水中污染物,在进水pH为3.0、水温为26~27 ℃、进水Fe2+的质量度低于450 mg·L−1mCOD/m硫酸根离子>2.0的条件下,SO24平均去除率在80%以上,且对水中耗氧有机污染物(以COD计)有较好的去除效果,对重金属平均去除率在99%以上。董艳荣等[12]研究了SRB分离及处理煤矿酸性废水工艺,结果表明,在接种量为10%、接种时间为5 d条件下,对煤矿酸性废水中SO24和Fe2+的去除率分别为74.71%和99.18%。SRB虽然在处理污染水方面具有一定的优势,但SRB需要充足碳源,且易受外界因素干扰,单独作用效果差。而SRB固定化技术是将其高度密集于一个有限的空间内,使其保持一定活性,具有处理污水效果好、利于固液分离、可重复利用、回收方便和抗重金属离子抑制能力强等优点[13-14]。安文博等[15]利用生铁屑固定SRB的实验表明,SRB颗粒能够抵抗pH=4的酸溶液,并在碱、盐溶液中能够保持较好稳定性,对Mn2+的吸附容量符合Freundlich等温吸附方程(R2=0.988 68,1/n=0.489 6),吸附动力学符合Elovich动力学模型(R2=0.996 4)。有机-无机杂化材料是一种介于有机聚合物和无机聚合物之间的一种新型纳米复合材料[16-17],其兼具两者的优点,目前,已有研究将其用于水处理技术中。邱迅[18]研究了一种基于二氧化硅的有机-无机杂化材料,将其用于处理水中低浓度的Cu2+、Cr6+等重金属离子,结果表明,该种杂化材料对Cu2+具有一定的吸附选择性,且在中性条件下吸附效果较好,可将50 mg·L−1以下的K2Cr2O7溶液中的Cr(Ⅵ)几乎完全还原并吸附。

    该矿区地下水污染成分复杂,单一杂化材料无法使出水Cr(Ⅵ)、SO24浓度满足要求,单一SRB无法使F有效去除,目前,很少有研究可同时去除该地区多种污染成分的材料。所以,为克服单一处理方法的局限性,考虑将杂化材料与SRB结合,实现对污染物的有效去除。参考周彩华等[19]利用溶胶-凝胶工艺制备氧化锆溶胶、王国祥[20]利用二氧化钛与丙烯酰胺杂化制备杂化材料的实验方法,本研究选择ZrOCl2与丙烯酰胺单体杂化聚合,得到纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料,利用该杂化材料中聚丙烯酰胺这一中间物质对SRB进行固定化处理,形成纳米ZrO2-SRB颗粒。该颗粒对水中污染物具有还原和吸附双重作用,可以同时去除铬和氟。

    实验所用菌株取自阜新市皮革园区生化池。以乙醇为碳源、按5%接种量接入菌株进行富集培养,直至其适应新碳源环境,并能够大量繁殖;采用叠皿夹层培养法对菌株进行纯化分离,直至得到形态单一菌落,将其继续培养即得到纯化的菌株;对菌株分别进行革兰氏染色、芽孢染色、在1 600倍油镜下镜检观察;将菌株置于2份等量的浅层液体培养基中培养:1份进行摇床振荡好氧培养,1份在液体培养基液面滴加石蜡油置于厌氧培养箱中进行厌氧培养。3 d后分别进行基因测序,并利用透射电镜在放大30 000倍条件下进行镜检观察。

    室温下,称取2 g氧氯化锆,溶于200 mL质量分数为95%的乙醇溶液中,ZrOCl2在乙醇溶液中进行水解和缩聚反应,反应如式(1)和式(2)所示。

    ZrCl+H2OZrOH+HCl (1)
    ZrOH+HOZrOZr+H2O (2)

    在得到无色透明的纳米二氧化锆明胶后,向200 mL溶胶中加入0.6 g丙烯酰胺单体、0.05 g亚硫酸氢钠和过硫酸钾作为引发剂,将混合溶液充分搅拌均匀,在25 ℃下,进行聚合反应30 min,得到纳米ZrO2-聚丙烯酰胺无机-有机杂化材料。

    称取质量分数为2.5%的海藻酸钠于300 mL蒸馏水中,充分溶胀后,加入200 mL纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料混匀溶解,密封并于室温下存放8~12 h,再向混合溶液中加入质量分数为2.5%的制孔剂聚乙二醇以及100 mL经驯化培养后处于对数期生长的菌液(平板计数法得到菌液对数期的菌密度为3×108个·mL−1),充分混合、搅拌均匀后,利用注射器滴入到pH=6的2%CaCl2饱和硼酸溶液中,期间利用搅拌器以100 r·min−1的搅拌速率进行交联。4 h后取出颗粒,用0.9%生理盐水进行冲洗,再吸干表面水分,重复3遍。在小球使用前,再放入富集培养基中激活12 h。

    1)机械强度测试。将固定化细菌颗粒放于100 mL的玻璃注射器中,向玻璃注射器施加一定的压力,观察颗粒的破损情况;同时,用手捏固定好的细菌颗粒,根据整个过程细菌颗粒的变化情况来描述其机械强度,从颗粒的硬度以及弹性对其进行强度分级:当颗粒较软时,认为其强度等级较差;当颗粒具有一定的硬度、弹性较差时,认为其强度等级中等;当颗粒具有一定的硬度且弹性好时,认为其强度等级良好;当颗粒硬度大且易碎时,认为其强度等级为优。

    2)传质性能测试。将固定化的细菌颗粒加入到一定量的滴有墨水的蒸馏水中,2 h后取出,观察颗粒颜色进入颗粒的深度,与未加入墨水的固定化颗粒进行对比,确定其传质性能,传质性能分级如下:当颗粒仅有表面变黑且颜色较浅时,认为其传质能力较差;当距离颗粒中心约1/2处变黑且颜色较深时,认为其传质能力中等;当颗粒中心变黑、颜色较浅时,认为其传质能力良好;当颗粒中心变黑、颜色较深时,认为其传质能力为优。

    3)成球性能测试。根据固定化过程肉眼判断成球状况的规则性,根据颗粒成球的黏连性判断颗粒的成球性能。成球性能分级如下:当难于成球、黏连严重时,认为其成球性能较差;当成球的形状不规则、部分黏连时,认为其成球性能中等;当成球形状规则、部分黏连时,认为其成球性能良好;当成球形状规则、无黏连时,认为其成球性能为优。

    4)细菌活性测试。取一定量的细菌颗粒,置于上述配置的细菌富集培养基中,并向培养基中加入浓度为500 mg·L−1SO24,隔一段时间后,观察培养基的颜色变化情况,测定SO24的浓度变化,根据是否产生臭鸡蛋味的气体情况来判断固定化细菌的活性。细菌活性分级如下:当溶液颜色无明显变化、SO24去除率<20%、产生极少臭鸡蛋气味气体时,认为其活性较差;当溶液颜色较浅、SO24去除率为40%~60%、产生少量臭鸡蛋气味气体时,认为其活性中等;当溶液变为较黑色、SO24去除率60%~80%、产生较多臭鸡蛋气味气体时,认为其活性良好;当溶液变为深黑色、SO24去除率80%~95%、产生大量的臭鸡蛋气味气体时,认为其活性为优。

    设计6组直径为50 mm、高为50 cm、总容积为0.98 L的动态柱,底部0~3 cm填有进水炉渣含水层,含水层以上30 cm填充反应层,反应层以上设有3 cm炉渣过滤层,如图1所示。1#柱反应层采用纳米ZrO2-SRB颗粒,颗粒中包含200 mL杂化材料和100 mL菌液,进水水力负荷为2.935 m3·(m2·d)−1,进水成分近似模拟该地区地下水的成分:5 mg·L−1 F、10 mg·L−1 Cr(Ⅵ)、10 mg·L−1 Cr(Ⅲ)、500 mg·L−1 SO24、pH=4.6;2#柱反应层采用与1#柱相同密度的SRB,进行挂膜处理,且在2#柱中加入与1#柱相同量的杂化材料;3#、4#柱进水水力负荷分别为1.468、4.403 m3·(m2·d)−1,5#柱进水成分中将Cr(Ⅵ)提高为50 mg·L−1,6#柱进水成分中将F提高为10 mg·L−1;各柱中保持纳米ZrO2-SRB颗粒数量以及其他进水条件均与1#柱相同。连续测定出水各个污染物的浓度及pH的提升效果。

    图 1  动态装置系统图
    Figure 1.  Dynamic device system

    利用0.1 mol·L−1 HCl、0.2 mol·L−1乙醇和质量分数为2.5%硫脲作为洗脱液,将吸附污染离子后的纳米ZrO2-SRB颗粒加入50 mL洗脱液,并在35 ℃下180 r·min−1下振荡处理60 min,再放入富集培养基中激活12 h。脱附完成后,再次进行吸附,如此吸附-脱附重复3次,并计算每次再生后颗粒对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的去除率。

    pH采用玻璃电极法测定;Cr(Ⅵ)采用二苯碳酰二肼分光光度法测定;Cr(Ⅲ)采用高锰酸钾氧化-二苯碳酰二肼分光光度法测定;SO24采用铬酸钡分光光度法测定;F采用离子选择电极法测定。

    1 600倍油镜下镜检SRB的革兰氏染色、经番红复染的芽孢染色、SRB透射电镜放大30 000倍的检测结果如图2所示。由图2(a)可看出,经革兰氏染色后,SRB被染为红色,初步判断该菌株呈阴性;由图2(b)可看出,经番红复染后被染为红色,说明该菌株无芽孢;由图2(c)可明显看出,该菌株呈杆状,且具有鞭毛。

    图 2  SRB的特性分析
    Figure 2.  Characteristics analysis of SRB

    好氧和厌氧条件下培养的菌株经DNA测序后,测序结果相同,说明该菌株生化类型为兼性厌氧型。基因测序以及BLAST基因库比对、序列同源性分析如表1所示,可看出,该兼性厌氧菌与Citrobacter amalonaticus TB10的相似性最高,相似度达99.93%,说明该菌株与Citrobacter amalonaticus TB10属于同一性质的菌株,均为柠檬酸性杆菌。并利用MEGA 6.0软件得到所测菌株序列与其他物质的亲缘关系;得到的进化树结果如图3所示。

    表 1  序列同源性分析
    Table 1.  Sequence homology analysis
    菌属菌株相似度/%
    Citrobacter amalonaticusTB1099.93
    Citrobacter amalonaticusHAMBI 129699.86
    Citrobacter amalonaticusLMG 787399.78
    Uncultured Citrobacter sp. cloneF2AUG.1199.71
    Citrobacter farmeriCIP 10455399.64
    Citrobacter farmeri17.7 KSS99.57
    Uncultured bacterium cloneKSR-CFL399.49
    Citrobacter amalonaticusOFF799.42
    Citrobacter spCF3-C99.35
    Citrobacter sp. enrichment culture cloneTB39-1599.28
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    图 3  菌株的系统进化树
    Figure 3.  Phylogenetic trees of strains

    将制得的纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料在60 ℃条件下烘干,采用SEM在放大倍数为5 000倍下观察其表观结构,并进行EDS能谱和FT-IR红外光谱分析,结果如图4所示。可以看出,纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料表面孔隙明显,质地均匀,分散性较好;主要含N—H、C—H、C=O、C—N、Zr—O—Zr特征峰,说明杂化材料中既有有机物吸收峰又有无机物吸收峰,由此可见,ZrO2与聚丙烯酰胺间是通过共价键连接。

    图 4  纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料特性分析
    Figure 4.  Analysis of properties of nano-ZrO2- polyacrylamide hybrid materials

    固定化细菌颗粒如图5所示。通过对其做系列性能分析后,发现其在成球过程中形状规则且无黏连,说明其成球性好;在玻璃注射器中施加一定的压力后不易破损,压力增大,破损程度增大,说明其具有一定的硬度、弹性较好;将其加入到滴有墨水的蒸馏水中,2 h取出后发现其中心颜色变黑,且颜色较深,说明其传质性能良好;将其放于培养基中一段时间后,发现培养基颜色变深,且有黑色沉淀生成,会产生一种臭鸡蛋气味的气体产生,此时测定硫酸根的去除率为69.9%,说明其活性良好。

    图 5  固定化的细菌颗粒
    Figure 5.  Entrapped bacterial particles

    6个动态柱的出水情况如图6~图11所示。对比1#、2#动态柱出水情况,可以看出,在SRB和杂化材料投加量相同条件下,纳米ZrO2-SRB颗粒反应层对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的去除效果要好于挂膜的SRB,对溶液中Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24的有效去除时间要长于挂膜的SRB反应层,这说明纳米ZrO2-SRB颗粒可以利用杂化材料中的乙醇作碳源。纳米ZrO2-SRB颗粒对溶液中Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24的作用包括SRB和纳米ZrO2的双重作用,而F的去除主要依靠纳米ZrO2的吸附作用。Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的最大去除率分别为99.7%、98.8%、70.4%、92.4%;单独的SRB对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24的最大去除率分别为99.3%、72.4%、71.2%,对F没有去除效果。且可以看出,2种反应层对pH的提升效果影响较小,这说明溶液中的pH主要靠SRB的作用,纳米ZrO2对溶液pH没有提升作用。

    图 6  1#动态柱的出水情况
    Figure 6.  Outlet water of 1# dynamic column
    图 7  2#动态柱的出水情况
    Figure 7.  Outlet water of 2# dynamic column
    图 8  3#动态柱的出水情况
    Figure 8.  Outlet water of 3# dynamic column
    图 9  4#动态柱的出水情况
    Figure 9.  Outlet water of 4# dynamic column
    图 10  5#动态柱的出水情况
    Figure 10.  Outlet water of 5# dynamic column
    图 11  6#动态柱的出水情况
    Figure 11.  Outlet water of 6# dynamic column

    对比1#、3#、4#动态柱的出水情况,可以看出,不同进水水力负荷均不会影响到纳米ZrO2-SRB颗粒对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的最大去除率,对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的最大去除率分别为99.7%、98.7%、71.2%、93.7%,但随着进水负荷的增大,维持污染物最大去除率的时间较短,pH最大提升水平维持的时间也有所缩短。在进水水力负荷为2.935 m3·(m2·d)−1、反应进行1~14 d时,F的去除率可以维持在最大水平,7~23 d期间对Cr(Ⅵ)和SO24的去除率可以维持在最大水平;而当水力负荷为4.403 m3·(m2·d)−1时,对F的去除率仅在4 d前可维持最大,对Cr(Ⅵ)和SO24的去除率仅在4.5~8.5 d时保持最大,可看出,能够保证各个污染物有效去除的时间明显缩短了。这是因为在反应层高度相同时,进水流速越大,对反应层的传质推动力越大,导致污染物与反应层的接触时间缩短,污染物未来得及和反应层充分接触便流出动态柱,但进水流速也不宜太小,太小的进水流速会延长接触时间,在相同的处理时间内处理的水量小,所以最佳进水水力负荷选择2.935 m3·(m2·d)−1较为适宜。

    对比1#、5#、6# 3个动态柱内的出水情况,可以看出,当Cr(Ⅵ)的浓度增加到50 mg·L−1时,纳米ZrO2-SRB颗粒对Cr(Ⅵ)的最大去除率仍然可维持在99.7%,但在初始1~3 d时,由于SRB的活性较低,5#动态柱出水中Cr(Ⅵ)的去除率仅为62.3%,相比于1#动态柱去除率91.8%,明显有所下降。这说明纳米ZrO2对高浓度Cr(Ⅵ)的选择吸附性较低,但是靠SRB对Cr(Ⅵ)的还原作用仍然可使出水浓度维持在较佳水平,且当Cr(Ⅵ)浓度增大后,不会影响到纳米ZrO2对F和Cr(Ⅲ)的吸附效果,但对SO24的去除效果会有一定影响。由此可见,纳米ZrO2对F和Cr(Ⅲ)的吸附选择性优于Cr(Ⅵ)优于SO24;当F浓度增加到10 mg·L−1时,对比1#和6#动态柱内的出水情况,可以看出,6#动态柱中在反应1~3 d时,对F、Cr(Ⅵ)、SO24的去除率较1#动态柱中的去除率有所变化,对F的去除率由93.7%上升为96.7%,对Cr(Ⅵ)的去除率由原来的91.8%下降为87.8%,对SO24的去除率由原来的30.2%降为17.5%,对Cr(Ⅲ)的去除效果基本上没有变化,说明纳米ZrO2对F的吸附性能优于Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和SO24

    纳米ZrO2-SRB颗粒经过0、1、2、3次脱附再生后,对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的去除结果如图12所示。由图12可看出,经过3次循环再生后,较最初对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO24、F的去除率仅分别降低了1.8%、4.0%、1.5%、4.2%。由此可见,SRB在经过加入碳源乙醇和培养基活化后可以恢复其活性,颗粒可以达到较好的再生效果。这说明0.1 mol·L−1 HCl、0.2 mol·L−1乙醇、质量分数为2.5%硫脲和培养基的活化作用对于纳米ZrO2-SRB颗粒是一种良好的再生剂。

    图 12  纳米ZrO2-SRB颗粒的再生性能
    Figure 12.  Regeneration performance of nano-ZrO2-SRB

    1)微观结构表征。将包埋后得到的纳米ZrO2-SRB颗粒和处理不含Cr(Ⅲ)的污染地下水后得到的颗粒分别在60 ℃条件下烘干,采用SEM在放大倍数为2 000倍下观察材料的表观结构和XRD分析,结果如图13所示。可以看出,处理污染物前,细菌颗粒呈现明显的微球状,孔道通畅,表面较为光滑,主要含有的成分是ZrO2和一种有机物CH4N2O·C2H2O4。吸附处理污染水后的细菌颗粒形状变得不为明显,且表面变得粗糙,出现大量的凸形褶皱;处理污染水后的颗粒成分主要有C、O、Zr、S、H、Cr、F等元素;处理不含Cr(Ⅲ)的污水后,出现了ZrCr2H10、C6Cr2O12、ZrS0.67、ZrO0.67F2、Cr(OH)3新物质,Cr最终以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)形式存在,说明SRB可将溶液中的SO24还原为S2-、将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ),最终以ZrCr2H10、Cr(OH)3、ZrS0.67的形式被去除,且ZrS0.67是硫化物的最终去向,残留在颗粒中;最终产物中含有Cr(Ⅵ),说明ZrO2-SRB处理污染地下水不但具有还原过程还存在纳米ZrO2的吸附过程,可吸附水中的Cr(Ⅵ)和F,最终分别以C6Cr2O12和ZrO0.67F2形式被去除。

    图 13  纳米ZrO2-SRB颗粒材料表征
    Figure 13.  Characterization of Nano-ZrO2-SRB particles

    2)等温吸附实验。取100 mL含10 mg·L−1 Cr(Ⅵ)、10 mg·L−1 Cr(Ⅲ)、5 mg·L−1 F、500 mg·L−1 SO24的溶液9份,每份分别加入质量为0.83、1.66、2.49、3.32、4.15、4.98、5.81、6.64、7.47 g纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料,调节原始溶液至pH=7,置于温度为25 ℃条件下,振荡反应20 min后取出,经过滤后分别测定溶液中Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、FSO24浓度。

    Langmuir和Freundlich模型的方程式分别如式(3)和式(4)所示。

    CeQe=1bQm+CeQm (3)
    lnQe=lnKf+1nlnCe (4)

    式中:Ce为平衡浓度,mg·L−1bLangmuir吸附常数,L·mg−1Qm为达到饱和时的吸附量,mg·g−1Qe为达到动态平衡时的吸附量,mg·g−1KfFreundlich吸附常数;n为经验常数。

    F、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、SO244种离子的Langmuir模型和Freundlich模型拟合结果如表2所示。由表2可知,Freundlich模型(R2=0.997 3、0.991 6、0.998 1、0.991 1)相比于Langmuir模型(R2=0.883 9、0.790 0、0.723 2、0.639 6)可以更好地拟合杂化材料对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、FSO24的吸附过程,这说明吸附不仅仅是均匀的单层吸附,更主要的是多层吸附过程。

    表 2  吸附等温线拟合方程及相关系数
    Table 2.  Adsorption isotherm fitting equation and correlation coefficients
    离子类型LangmuirFreundlich
    拟合方程R2拟合方程R2
    F-0.883 90.997 3
    Cr(Ⅵ)0.790 00.991 6
    Cr(Ⅲ)0.723 20.998 1
    0.639 60.991 1
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    1)室内动态柱实验结果表明:纳米ZrO2-SRB颗粒为反应层、进水水力负荷2.935 m3·(m2·d)−1时对污染物的去除效果更好;且ZrO2-SRB颗粒对F的吸附选择性优于Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和SO24

    2)结构表征结果表明:纳米ZrO2-SRB颗粒处理污染物后出现大量凸形褶皱,且颗粒组成中出现S、Cr、F元素。

    3)纳米ZrO2-SRB颗粒处理污染物的机理为:SRB对Cr(Ⅵ)、SO24存在还原作用,杂化材料对Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F存在吸附作用;且吸附等温线符合Freundlich模型,这说明吸附过程是多层吸附。

    4) 0.1 mol·L−1 HCl、0.2 mol·L−1乙醇、质量分数为2.5%硫脲和培养基的活化共同作用对于纳米ZrO2-SRB颗粒的再生具有良好的效果。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of experimental device

    图 2  铁电絮凝中不同有机配体对苯胺降解的影响

    Figure 2.  Effect of different organic ligands on the degradation of aniline in Fe-EC

    图 3  乙醇对铁电絮凝中苯胺降解的影响和ESR波谱图

    Figure 3.  Effect of ethanol on aniline degradation in Fe-EC and ESR spectra

    图 4  铁电絮凝中草酸对·OH产量的影响

    Figure 4.  Effect of oxalate on·OH production in Fe-EC

    图 5  铁电絮凝中EDTA对·OH产量的影响

    Figure 5.  Effect of EDTA on·OH production in Fe-EC

    图 6  铁电絮凝中EDTA对苯胺降解的影响

    Figure 6.  Effect of EDTA on the degradation of aniline in Fe-EC

    表 1  Visual MINTEQ 3.1模拟在5 mmol·L−1 NaHCO3中不同草酸浓度下Fe()-C2O4络合物含量

    Table 1.  Calculated concentrations of aqueous Fe(Ⅱ)-C2O4 species in 5 mmol·L−1 of NaHCO3 using Visual MINTEQ 3.1

    草酸/(mmol·L− 1)Fe(Ⅱ)-(C2O4)22/(μmol·L− 1)Fe(Ⅱ)-(C2O4)0/(μmol·L− 1)总Fe(Ⅱ)-C2O4/(μmol·L− 1)
    102.042.454.49
    203.392.025.42
    304.131.635.75
    404.861.146.00
    草酸/(mmol·L− 1)Fe(Ⅱ)-(C2O4)22/(μmol·L− 1)Fe(Ⅱ)-(C2O4)0/(μmol·L− 1)总Fe(Ⅱ)-C2O4/(μmol·L− 1)
    102.042.454.49
    203.392.025.42
    304.131.635.75
    404.861.146.00
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    表 2  Visual MINTEQ V3.1模拟在5 mmol·L−1 NaHCO3中不同EDTA浓度下Fe()-EDTA络合物含量

    Table 2.  Calculated concentration of aqueous Fe(Ⅱ)-EDTA species in 5 mmol·L−1 of NaHCO3 using Visual MINTEQ 3.1

    EDTA/(mmol·L−1)Fe(Ⅱ)-EDTA2−/(μmol·L−1)Fe(Ⅱ)-HEDTA/(μmol·L−1)Fe(Ⅱ)-OHEDTA3−/(μmol·L−1)
    0.018.852.58×10−51.15
    0.188.432.57×10−411.57
    0.2176.825.14×10−423.18
    0.5441.691.28×10−358.26
    EDTA/(mmol·L−1)Fe(Ⅱ)-EDTA2−/(μmol·L−1)Fe(Ⅱ)-HEDTA/(μmol·L−1)Fe(Ⅱ)-OHEDTA3−/(μmol·L−1)
    0.018.852.58×10−51.15
    0.188.432.57×10−411.57
    0.2176.825.14×10−423.18
    0.5441.691.28×10−358.26
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-06-05
  • 录用日期:  2019-09-15
  • 刊出日期:  2020-03-01
符文晶, 魏桃员, 谢世伟, 张严. 有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
引用本文: 符文晶, 魏桃员, 谢世伟, 张严. 有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
FU Wenjing, WEI Taoyuan, XIE Shiwei, ZHANG Yan. Effects of organic ligands on aniline oxidation and degradation by produced hydroxyl radical in iron electrocoagulation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020
Citation: FU Wenjing, WEI Taoyuan, XIE Shiwei, ZHANG Yan. Effects of organic ligands on aniline oxidation and degradation by produced hydroxyl radical in iron electrocoagulation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(3): 605-614. doi: 10.12030/j.cjee.201906020

有机配体对铁电絮凝体系中羟基自由基氧化降解苯胺的影响

    通讯作者: 谢世伟(1985—),男,博士,讲师。研究方向:水处理电化学。E-mail:xieshiwei@wust.edu.cn
    作者简介: 符文晶(1996—),女,硕士研究生。研究方向:水处理电化学。E-mail:244627265@qq.com
  • 武汉科技大学城市建设学院,武汉 430065
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51808415)

摘要: 铁电絮凝(Fe-EC)是一种高效的水处理方法,但其中有机污染物的去除机制尚不明晰。为研究有机废水中常见的有机配体对铁电絮凝过程中羟基自由基(·OH)产生以及有机污染物降解的影响,采用了对照实验、淬灭实验和电子自旋共振(ESR)等测试方法。结果表明:草酸(H2C2O4)和乙二胺四乙酸(EDTA)能有效促进铁电絮凝对苯胺(AN)的氧化降解,而·OH是起主要作用的活性氧化物;草酸和EDTA体系中主要存在的Fe(Ⅱ)络合物浓度与羟基自由基产率成正相关关系,1 mol的Fe(Ⅱ)-EDTA2−会产生235 mmol的·OH,是草酸的9倍;EDTA会与污染物竞争羟基自由基。进一步分析可知,在铁电絮凝体系中,EDTA的浓度为0.05 mmol·L−1时,对苯胺氧化降解的促进效果最佳。以上研究结果可为认识铁电絮凝中污染物的去除机制提供参考。

English Abstract

  • 铁电絮凝(Fe-EC)是在电场作用下,使金属铁阳极溶解产生铁离子,并在水中发生一系列物理化学反应,从而使水得到净化的技术。目前,铁电絮凝已被用于生活污水、工业废水以及饮用水等的净化和再生,对水中悬浮物、部分溶解性有机物以及重金属离子有较好的去除效果[1]。但铁电絮凝中污染物去除过程复杂,净化机理尚不明晰。以有机废水为例,铁电絮凝技术的主要作用被认为是吸附、沉淀和气浮作用[2]。除此之外,在铁电絮凝过程中,部分有机污染物可被氧化降解,其作用机制被认为有2种:其一,在含氯电解质中,Cl在铁阳极表面氧化,形成活性氯(Cl2,HClO/ClO),导致有机污染物氧化[3];其二,有机污染物在阳极表面直接失电子氧化[4-5]。但这2种氧化机制都是在电荷效率降低时阳极表面发生的副反应导致的。本课题组前期研究发现,铁电絮凝中存在Fe(Ⅱ)活化氧气产生羟基自由基而导致的有机污染物氧化机制[6],但这一过程的氧化效果较弱。

    在工业生产中,许多有机配体(如草酸,柠檬酸和EDTA)被广泛用作金属螯合剂、食品添加剂等,最后这些物质通过各种途径进入污水处理厂或自然水体[7]。在天然水体及大气液相中,溶解态铁多以络合配体的形式存在,是水体净化中重要的氧化剂和还原剂[8]。近几年,铁-有机络合物在水处理中的应用也越来越多,Fe(Ⅱ)-有机络合物(如草酸盐,柠檬酸盐和丙酮酸盐)可以在有氧条件下还原氧气来产生活性氧物质(ROS),如·OH、H2O2O2,且产生的ROS对多种有机物(如阿特拉津、4-氯苯酚和普萘洛尔)的氧化作用已经得到了证实[9]。YI等[10]也通过电子顺磁共振实验证明,EDTA有助于Fe(Ⅲ)/H2O2体系中产生·OH。因此,在使用铁电絮凝处理含有有机配体的有机污染废水或自然水体时,有机配体的存在可能会促进体系中·OH的产生,从而影响目标污染物的降解或转化。苯胺是化工生产中的原料和中间产物,在污废水中广泛存在。本研究采用苯胺作为目标污染物,在有机配体存在的铁电絮凝体系中证明这一作用机制的存在,继而以苯甲酸与·OH反应,生成对羟基苯甲酸为体系中·OH的定量手段[11],研究了有机配体对体系产·OH效率的影响以及不同有机配体含量时铁电絮凝体系中目标污染物的降解规律,研究结果为人们进一步了解铁电絮凝中污染物去除机制提供参考。

  • 苯胺(C6H7N)、碳酸氢钠(NaHCO3)、甲酸(CH2O2)、四水合酒石酸钾钠(C4H12KNaO10)、丙酸(CH3CH2COOH)、二水合柠檬酸钠(Na3C6H5O7·2H2O)、乙二胺四乙酸二钠盐(C10H14N2Na2O8·2H2O)、苯甲酸钠(C7H5NaO2)、5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物DMPO(C6H11NO)、三氟乙酸(CF3COOH)、乙醇等药品均为分析纯;甲醇(CH3OH)为色谱纯;铁电絮凝实验中电极材质为纯铁片(含铁量大于99.5%),尺寸为1.5 cm×8 cm;实验用水均为电阻率为18.25 MΩ·cm−1的超纯水。

  • 高效液相色谱仪(浙江福立,FL2200),配套C18色谱柱(岛津,4.6 mm×250 mm,5 μm)。电子自旋共振谱仪(日本JEOL,JES-FA200),pH计(奥力龙,MODEL818),超纯水机(圣德利,SDLA-B-0501-P),电子天平(梅特勒-托利多,AL204),直流电源(台湾固纬,GPS-2303C),电流表(FLUKE,F15B+)等。

  • 实验装置为600 mL圆柱形玻璃反应器,装有500 mL电解液,内置2片纯铁电极(1.5 cm×8 cm),电极间距为2 cm,实验装置如图1所示。由于碳酸氢根在地下水和地表水体中的广泛存在,本实验选择10 mmol·L−1 NaHCO3溶液为电解液,并在开始电解前搅拌30 min,使溶解氧饱和。实验初始电解液pH为8.5,4 h电解结束时上升至9.0。电解过程中采用磁力搅拌器使溶液保持完全混合,反应器开口与大气连通。采用稳压直流电源供电,并设置为恒电流模式,电流采用电流表进行监测,调节工作电流以达到所需的电荷投加速率。 根据法拉第电解定律计算相关指标,计算方法如式(1)所示。

    式中:D是电解过程中铁投加速率,mol·(L·min)−1Q是电荷投加率,C·(L·min)−1Z是所涉及的电子数;F是法拉第常数,取值96 485 C·mol−1V为电解液体积,L;I为电流强度,A。电解过程中实验装置用锡纸包裹以避光,实验分别在0、30、60、120、180、240 min用注射器吸取一定量水样,并用0.22 μm尼龙滤膜过滤,用于溶液中苯胺或对羟基苯甲酸浓度分析。所有实验至少重复2次。

    在苯胺初始浓度为1 mg·L−1、电解质采用10 mmol·L−1 NaHCO3溶液、初始pH为8.5、电流强度为30 mA(即电荷投加速率为3.6 C·(L·min)−1)、电解时间为240 min时,分别投加以下有机配体:10 mg·L−1的甲酸、丙酸、柠檬酸和酒石酸钾钠;30 mmol·L−1草酸钠;0.2 mmol·L−1 EDTA。在此条件下,研究各种有机配体对Fe-EC降解苯胺的影响。

    在铁电絮凝实验中,电解质为10 mL的10 mmol·L−1 NaHCO3,加入20 mmol·L−1 DMPO和0.05 mmol·L−1 EDTA,电解反应5 min后取样并过滤,加入DMPO捕获羟基自由基,进行ESR测试,开展DMPO捕获羟基自由基实验。

    为了测量铁电絮凝中羟基自由基产率,本研究选择10 mmol·L−1苯甲酸钠作为羟基自由基的捕获剂,通过检测氧化产物对羟基苯甲酸的浓度而换算成羟基自由基产量(C·OH=Cp-HBA×5.87)[11]。电解质采用5 mmol·L−1 NaHCO3溶液,初始pH为8.5,电流强度为10 mA(即电荷投加速率为1.2 C·(L·min)−1)。在此条件下,研究草酸钠、EDTA的浓度对铁电絮凝中产·OH的作用。

    采用10 mmol·L−1苯甲酸钠为·OH捕获剂,电解质采用5 mmol·L−1 NaHCO3溶液,初始pH为8.5,分别在反应开始时向溶液内投加30 mmol·L−1草酸钠和0.2 mmol·L−1 EDTA。以此为基础,研究不同电荷投加速率对铁电絮凝中产·OH的作用。

    苯胺初始浓度为5 mg·L−1,电解质采用5 mmol·L−1 NaHCO3溶液,初始pH为8.5,电流强度为20 mA(即电荷投加速率为2.4 C·(L·min)−1)。在此条件下,研究EDTA浓度对铁电絮凝中苯胺降解的影响。

  • 苯胺和对羟基苯甲酸浓度均采用高效液相色谱法(HPLC)测定;羟基自由基采用电子自旋共振谱仪(ESR)测定。

  • 自然界中溶解态铁多以络合配体的形式存在,为研究有机配体在铁电絮凝中对有机污染降解的影响,实验中选取了几种水体中常见的有机酸,观察其在铁电絮凝中对有机污染物降解情况。 图2反映了溶液中存在不同有机配体时苯胺在铁电絮凝体系中的降解情况。在铁电絮凝中分别加入甲酸、丙酸、柠檬酸、酒石酸钾钠时,苯胺的残留率分别为74.9%、72.8%、70.3%、72.9%;在铁电絮凝中分别加入草酸钠和EDTA时,苯胺的残留率为17.5%和20.9%;不含有机配体时的对照实验中苯胺的残留率为61.4%。因此,甲酸、丙酸、柠檬酸和酒石酸钾钠在铁电絮凝体系中可使苯胺的降解率降低,而草酸钠和EDTA却对苯胺的去除有明显的促进作用。原因可能为:一方面,甲酸、丙酸、柠檬酸和酒石酸与Fe(Ⅱ)络合之后还原电位较高[12],没有明显提高其还原氧气的能力;另一方面,甲酸、丙酸、柠檬酸和酒石酸也能够与活性氧物质反应,进而影响苯胺的去除。

    CHEN等[13]发现,Fe(Ⅱ)-草酸络合物在氧气参与下可以发生一系列氧化还原反应生成·OH,这一过程和铁电絮凝生成·OH的机理类似。NORADOVN等[14]发现,Fe(Ⅱ)-EDTA同样能够与O2反应,生成·OH并导致有机物的氧化降解。可能发生的反应如式(1)~式(4)所示(L表示草酸和EDTA配体)。

    因此,在草酸钠和EDTA体系中,能够生成还原电位较低的Fe(Ⅱ)-C2O4和Fe(Ⅱ)-EDTA络合物[12],极大地促进了活性氧物质的生成,虽然草酸钠和EDTA也会消耗一部分产生的活性氧物质,但总体效果表现为促进苯胺的氧化降解。

  • 在上述实验中,草酸和EDTA能够促进苯胺的降解,主要由于生成的活性氧物质所致。为进一步确认活性氧物质的主导作用,探究铁电絮凝体系中存在草酸钠和EDTA时苯胺的氧化降解机制,本研究做了乙醇淬灭实验和ESR测试。如图3(a)所示,在铁电絮凝体系中投加30 mmol·L−1草酸钠和0.2 mmol·L−1 EDTA时,反应240 min后,苯胺的残留率分别为17.5%和20.9%。乙醇与·OH的反应速率常数为1.9×109 L·(mol·s)−1,高浓度乙醇在铁电絮凝体系中可作为·OH的淬灭剂[15]。在上述实验体系中加入100 mmol·L−1乙醇后,苯胺的降解被极大地抑制,240 min时,苯胺的残留率为83.1%和93.6%。因此,淬灭实验结果证明了体系中导致苯胺氧化降解且起主导作用的活性中间氧化物种可能为·OH。

    为进一步验证这一猜测,本研究采用DMPO作为·OH捕获剂,对含有EDTA的铁电絮凝体系进行了自由基检测(图3(b))。当只有DMPO存在时,只观察到较低的DMPO杂质波。当电絮凝反应体系中加入0.05 mmol·L−1 EDTA后,观察到相对较强的ESR信号,且这一信号与Fenton反应体系中检测到的信号峰相符。作为中间产物的·OH存在时间极短,浓度过低,很难被直接检测到,但它很容易与反磁性硝酮自旋捕获剂DMPO反应,形成稳定自旋加合物,因此,可以根据ESR光谱的磁参数进行识别[16]。波谱图包含4重峰的ESR信号,其具有1∶2∶2∶1的峰高模式和各向同性的超精细耦合常数,这是DMPO-OH加合物的特征。在图3(b)中,可观察到明显的DMPO-OH特征峰,从而证明体系中存在·OH。

  • 为了进一步探究有机配体存在时铁电絮凝体系中·OH的产生规律,本研究采用苯甲酸与·OH反应生成对羟基苯甲酸,作为·OH的定量分析手段[11],考察了不同条件下的·OH生成速率(见图4)。如图4(a)所示,铁电絮凝体系中·OH累积浓度随电解时间而增加,且符合拟零级动力学过程。当不存在有机配体时,铁电絮凝体系中的产生速率为0.008 6 μmol·min−1。当铁电絮凝中草酸浓度从10 mmol·L−1增加到50 mmol·L−1时,·OH产生速率从0.05 μmol·min−1增加至0.12 μmol·min−1

    根据法拉第电解定律[17],铁电絮凝中电荷投加速率为1.2 C·(L·min)−1时,铁阳极电解产生Fe(Ⅱ)的速率为6.22 μmol·(L·min)−1,反应240 min,产生的累积Fe(Ⅱ)浓度为1.5 mmol·L−1,按照Fe(Ⅱ)与草酸络合比1∶2计,10 mmol·L−1草酸是过量的。因此,当提高体系中草酸浓度时,Fe(Ⅱ)-草酸络合物的总量不变。但由图4(a)中的结果可知,体系中·OH产生速率随草酸浓度的增加而增加,可能是Fe(Ⅱ)-草酸络合物的形态发生变化所导致。为验证这一猜测,本研究采用Visual Minteq V3.1对反应体系中可能存在的Fe(Ⅱ)-草酸络合形态进行了计算,在反应体系中,Fe(Ⅱ)-草酸络合物的主要存在形式为Fe(Ⅱ)-(C2O4)0和Fe(Ⅱ)-(C2O4)22。随着草酸浓度的升高,Fe(Ⅱ)-草酸络合物的总含量几乎没有发生变化,而Fe(Ⅱ)-(C2O4)0含量降低,Fe(Ⅱ)-(C2O4)22含量升高(表1)。利用计算得到的Fe()-(C2O4)22产生速率与实验结果中·OH的产生速率进行作图,二者呈现良好的线性关系(图4(b)),其比值为0.026。这一结果说明,体系中对·OH的产生起主要作用的是Fe(Ⅱ)-(C2O4)22,与已有研究结果[8, 12]一致,因为与Fe(Ⅱ)-(C2O4)0 相比,Fe(Ⅱ)-(C2O4)22的还原电位更低。

    为了进一步验证Fe(Ⅱ)-(C2O4)22产生速率与体系中·OH产生速率之间的关系,本研究在草酸钠浓度为30 mmol·L−1条件下,对电荷投加速率与·OH生成的关系进行了研究。如图4(c)所示,当电荷投加速率分别为1.2、2.4、3.6 C·(L·min)−1时,体系中·OH 浓度的增长都符合拟零级动力学过程,这是因为体系中投加的捕获剂苯甲酸钠对·OH而言是过量的。通过Visual Minteq V3.1计算得到的体系中Fe(Ⅱ)-(C2O4)22产生速率与·OH产生速率的关系如图4(d)所示,二者同样符合线性关系,且比值为0.026,与图4(b)中的比值一致。

    需要指出的是,即使当电荷投加速率增加到3.6 C·(L·min)−1时,10 mmol·L−1草酸相对于电解产生的Fe(Ⅱ)依然是过量的。因此,可以认为在草酸过量且溶液pH不变时,铁电絮凝体系中·OH的生成只取决于体系中Fe(Ⅱ)-(C2O4)22含量,二者存在一个固定的比值,约为0.026,即每氧化1 mol Fe(Ⅱ)-(C2O4)22所产生的·OH量为26 mmol。有研究[18]显示,在中性条件下,对于还原性矿物质,氧化1 mol Fe(Ⅱ)时,·OH的产量为20 mmol[19],对于1 mol FeS为7.420 mmol。因此,Fe(Ⅱ)-(C2O4)22相对于前2个体系中有明显的提升。

  • 图5反映了EDTA对·OH产量的影响。图5(a)反映了不同EDTA浓度条件下铁电絮凝体系中·OH的生成量,其生成过程符合拟零级动力学过程。当电荷投加速率为1.2 C·(L·min)−1时,EDTA从0.01 mmol·L−1增加到0.5 mmol·L−1,反应进行240 min后,铁电絮凝反应中·OH的生成速率从0.07 μmol·(L·min)−1增加到0.47 μmol·(L·min)−1,相比不加配体时·OH生成速率有明显的提升。当电荷投加速率为1.2 C·(L·min)−1时,铁阳极电解产生Fe(Ⅱ)的速率为6.22 μmol·(L·min)−1,按EDTA最大浓度0.5 mmol·L−1且EDTA与Fe的络合比为1∶1计(图5(b)),80 min内,EDTA被完全络合,故与草酸钠体系不同,EDTA相对于Fe有所不足。为了解EDTA存在时铁电絮凝中主要起作用的铁络合物,本研究对反应体系中可能存在的铁络合形态进行了计算。由Visual Minteq V3.1拟合出EDTA在铁电絮凝中的络合形态,主要有Fe(Ⅱ)-EDTA2−、Fe(Ⅱ)-OHEDTA3−和Fe(Ⅱ)-HEDTA,其中Fe(Ⅱ)-EDTA2−占87%左右(表2)。同时,在铁电絮凝反应中电荷投加速率为1.2 C·(L·min)−1时,单位时间形成的Fe(Ⅱ)-EDTA2−络合物含量极少(约为5.40 μmol·(L·min)−1),且EDTA浓度升高,其含量无明显变化。由表2可知,随着EDTA浓度升高,Fe(Ⅱ)-EDTA2−含量明显升高,Fe(Ⅱ)-OHEDTA3−含量缓慢变化,反应中起主要影响的物质是Fe(Ⅱ)-EDTA2−。这说明单位时间内反应中的EDTA浓度较低,难以定量Fe(Ⅱ)-EDTA2−对·OH影响,所以在研究EDTA体系时,以反应中累积生成的Fe(Ⅱ)-EDTA2−总量来衡量·OH生成速率。由图5(b)可知,1 mol Fe(Ⅱ)-EDTA2− 反应产生的·OH为235 mmol,这一产率为草酸体系的9倍。其主要原因是:Fe(Ⅱ)-EDTA还原电位(E0= 0.131 V)低于Fe(Ⅱ)-草酸络合物(E0=0.256 V)[12]。还原电位越低,还原能力越强,Fe(Ⅱ)-EDTA更容易与氧气发生系列反应生成·OH。

    图5(c)可知,·OH的产生速率随电荷投加速率的增加而增加,但由Fe(Ⅱ)与EDTA络合比1∶1可知,当电荷投加速率为3.6 C·(L·min)−1时,0.2 mmol·L−1 EDTA在 90 min左右能够被络合完全,因此,当EDTA量固定时,反应过程中产生的Fe(Ⅱ)-EDTA总量是不变的。而·OH的产生速率随电荷投加速率增加的原因可能是:一方面,电荷投加速率增加时Fe(Ⅱ)产生速率增加,降低了溶液的氧化还原电位[20];另一方面,电荷投加速率增加导致电压升高,促进Fe(Ⅲ)-EDTA在阴极表面还原为Fe(Ⅱ)-EDTA。

    上述结果说明在铁电絮凝体系中EDTA浓度和Fe(Ⅱ)投加速率的增加均有利于·OH的生成,且·OH与形成的总Fe(Ⅱ)-EDTA含量呈正相关。

  • 由于·OH与形成的Fe(Ⅱ)-EDTA含量呈正相关,电荷投加速率一定时,为探究不同有机配体浓度在铁电絮凝降解有机污染物时的影响,本实验采用苯胺作为目标污染物,以EDTA作有机配体进行了研究。图6(a)反映了在铁电絮凝过程中加入不同浓度的EDTA后苯胺的降解情况,苯胺的残留率分别为41%、20%、28%、42%;不加EDTA作为对照时,苯胺残留率为71%。随EDTA浓度的增加,铁电絮凝体系对苯胺的降解效果呈现先升高后降低的趋势。由图6(b)可知,当EDTA从0增加到0.5 mmol·L−1时,苯胺的氧化反应速率常数由0.002 8 min−1增加至0.010 7 min−1,而后降低至0.005 9 min−1;当EDTA为0.05 mmol·L−1时,苯胺的氧化反应速率常数达到最大值。苯胺、EDTA与·OH的反应速率常数分别为1.4×1010 L·(mol·s)−1[21]和5×108 L·(mol·s)−1[22]。因此,在二者含量相近时,反应中产生的Fe(Ⅱ)-EDTA和Fe(Ⅲ)-EDTA均能够与苯胺竞争·OH。EDTA与苯胺对·OH的竞争效率[23]可根据式(2)进行计算。

    式中:F为竞争效率;CEDTA为EDTA浓度,mmol·L−1KEDTA为EDTA与·OH反应速率常数,L·(mol·s)−1CAN为苯胺浓度,mmol·L−1KAN为苯胺与·OH反应速率常数,L·(mol·s)−1。当苯胺浓度为5 mg·L−1(即0.055 mmol·L−1),EDTA浓度为0.05 mmol·L−1时,其竞争效率为3.1%,即EDTA的竞争作用可忽略。但是当EDTA含量升高至0.5 mmol·L−1时,竞争效率达31%,影响显著,这一预测与以上实验结果(图6(a))相符。

    为进一步证明EDTA对苯胺的竞争作用,本研究对体系中Fe(Ⅲ)-EDTA含量进行了检测,其结果如图6(c)所示。当Fe(Ⅲ)与EDTA按1∶1络合时,Fe(Ⅲ)-EDTA的最大含量为0.05 mmol·L−1,由于电荷投加速率为2.4 C·(L·min)−1时Fe的投加速率为12.44 μmol·(L·min)−1,因此,30 min内,EDTA会被络合完全,Fe(Ⅲ)-EDTA含量达到最大值。其后,Fe(Ⅲ)-EDTA含量随时间延长逐渐降低,验证了Fe(Ⅲ)-EDTA在铁电絮凝过程中被氧化,即Fe(Ⅲ)-EDTA与苯胺竞争·OH。

    因此,虽然EDTA含量的升高促进了铁电絮凝中·OH的产生,但由于其对·OH的竞争作用,使得EDTA含量超过0.05 mmol·L−1时苯胺的降解效果减弱。

  • 1)在铁电絮凝体系中甲酸、丙酸、柠檬酸和酒石酸钾钠会抑制苯胺的降解,而EDTA和草酸则能促进苯胺的降解。

    2) EDTA存在时促进了铁电絮凝体系中·OH的产生,且·OH是导致苯胺降解的一种主要活性氧化物种。

    3)铁电絮凝-草酸体系中产生的Fe(Ⅱ)-(C2O4)22是促进·OH产生的主要Fe(Ⅱ)物种,且1 mol Fe(Ⅱ)-(C2O4)22反应可以产生26 mmol ·OH;而铁电絮凝-EDTA体系中具有活性的主要Fe(Ⅱ)物种为Fe(Ⅱ)-EDTA2−,1 mol Fe(Ⅱ)-EDTA2−反应可以产生235 mmol ·OH。

    4) EDTA对铁电絮凝体系中苯胺降解既有促进又有竞争作用,在其浓度为0.05 mmol·L−1时苯胺降解效率最佳。

参考文献 (23)

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