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Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑

曾佚浩, 陈运进, 卢耀斌, 曾翠平, 刘广立, 骆海萍, 张仁铎. Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
引用本文: 曾佚浩, 陈运进, 卢耀斌, 曾翠平, 刘广立, 骆海萍, 张仁铎. Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
ZENG Yihao, CHEN Yunjin, LU Yaobin, ZENG Cuiping, LIU Guangli, LUO Haiping, ZHANG Renduo. Degradation of sulfamethoxazole using the heterogeneous Fenton-like catalyst of Cu-Co bimetallic hydroxide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
Citation: ZENG Yihao, CHEN Yunjin, LU Yaobin, ZENG Cuiping, LIU Guangli, LUO Haiping, ZHANG Renduo. Degradation of sulfamethoxazole using the heterogeneous Fenton-like catalyst of Cu-Co bimetallic hydroxide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014

Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑

    作者简介: 曾佚浩(1996—),男,硕士研究生。研究方向:废水处理与回用。E-mail:739308263@qq.com
    通讯作者: 卢耀斌(1984—),男,博士,副研究员。研究方向:废水处理与回用。E-mail:lubin8405@163.com
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51608547,51278500,51308557);国家重点研发计划资助项目(2017YFB0903703);广州市科技计划项目(201804010450)
  • 中图分类号: X703

Degradation of sulfamethoxazole using the heterogeneous Fenton-like catalyst of Cu-Co bimetallic hydroxide

    Corresponding author: LU Yaobin, lubin8405@163.com
  • 摘要: 作为一种广谱性抗生素,磺胺甲恶唑(SMX)在常规城市污水生物处理过程中去除率较低,仍需要发展高效的去除方法。为此,通过原位溶剂热生长法,在碳毡上合成Cu-Co双金属氢氧化物(CuCo-BH)非均相催化剂,且在此基础上开展了类芬顿催化剂催化降解SMX的研究。对催化剂的SEM、TEM、XPS和XRD表征结果表明,CuCo-BH在碳毡上异向生长并呈棒状结构,宽度为40~115 nm,最大长度可达650 nm。在生长温度为105 ℃、反应时间为5 h的条件下,制备得到性能较好的CuCo-BH催化剂,在pH=7、H2O2=50 mmol·L−1、反应时间60 min的条件下,对初始浓度为50 mg·L−1的SMX去除率达到100%;在SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1、pH=7、反应时间为30 min的条件下,催化剂重复使用5次,SMX的去除率仍高于94%。·OH和O2的淬灭实验以及电子顺磁共振波谱仪(ESR)的测定分析结果表明,·OH对SMX的降解起到了关键的作用。以上研究结果可为SMX在污水深度处理中的高效去除提供一种新的方法。
  • 我国污水处理厂普遍存在碳源不足的情况,常通过外加碳源 (甲醇、乙酸、葡萄糖等) 来解决此类问题[1]。此类处理方式有可能会带来剩余污泥产量的增加,亦会提高运行费用。通过采用污泥破解技术,可以释放污泥中的大量有机物,既可以制备高含碳上清液,将其回用到处理工艺中,解决系统碳源不足问题[2],又能够实现剩余污泥部分减量[3],以降低污水处理厂运行成本。

    污泥破解的主要方法有微波[4]、珠磨[5]、超声波[6]等机械方法与热处理[7-8],碱解法[9]与氧化法等[10]。其中,超声-碱联合方法具有一定优势,超声波能短时间内促进细胞有机物的释放,碱解能促进有机物的水解[11],二者协同效果要优于单独使用。郝赟等[11]发现,当pH为11和12时,污泥破解率分别为1.5%和5.2%;与0.05 W·mL−1超声波联合作用30min后,可分别提升至7.3%和15.8%。刘昌等[12]经过碱/超声联合处理 (pH=12、2 W·mL−1,超声作用30 min后静置20 h) 后,SCOD增加了221%,总磷析出率可达2.53%。还有研究发现,通过0.5、1.0和1.5 W·mL−1超声与 0.05 mol NaOH处理,作用10 min时,SCOD破解率增加至22.7%、38.8%和41.2%[13-14]。BAO等[15]的研究中,超声-碱 (pH=10,超声频率为 (24+48) kHz,声能密度0.5 kW·mL−1) 处理10 min,SCOD从498 mg·L−1增加到6 872 mg·L−1,增加了13.8 倍。因此,超声-碱破解剩余污泥处理可释放内源碳,作为污水处理系统脱氮除磷的碳源,同时这种技术减少了剩余污泥量[2]

    然而,现有研究重点考虑了污泥中SCOD的释放,未注意到同时释放的N、P,如果污泥中N、P释放过多,所得上清液中C/N、C/P变低,不利于用做脱氮除磷的碳源。本研究综合考虑污泥破解率、上清液N、P的变化,以期在获得高污泥破解率、高含碳上清液的同时控制上清液C/N、C/P,避免上清液中氮磷过高;采用正交试验,使用超声-碱的污泥破解方法,优化高SCOD和高C/N、C/P的所需超声-碱解条件。

    所用污泥取自天津市北仓污水处理厂浓缩池污泥,其性质如表1所示。主要设备包括,超声仪 (JY92-IIN,宁波新芝生物科技股份有限公司) ;台式高速离心机 (TG16-WS,湖南湘仪实验室仪器开发有限公司) ;消解仪 (LH-25A,北京连华永兴科技发展有限公司) ;多参数水质分析仪 (LH-3BN,北京连华永兴科技发展有限公司) ;烘箱 (101-1B,浙江力辰仪器科技有限公司) ;马弗炉 (KSL-1100X-S,合肥科晶材料技术有限公司) ;pH计 (PHS-2F,雷磁上海仪电科学仪器有限公司)。

    表 1  污泥的基本性质
    Table 1.  Characteristics of sludge
    VSS/(g·L−1) TCOD/(mg·L−1) pH SCOD/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) C/N C/P
    13.54 39 146.71 6.81 2 999.67 34.96 47.03 85.81 63.78
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    1) 实验设计。本研究采用正交试验设计,使用低强度超声波[16-18],选取NaOH作为碱解剂[19-21],设计了4个关键因素 (A=声能密度 (W·mL−1),B=pH,C=超声时间 (min),D=碱处理时间 (h)) 开展3水平的正交实验,如表2所示。

    表 2  正交试验设计表
    Table 2.  Orthogonal tests
    实验编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h
    1 1 10 15 1
    2 1 11 25 1.5
    3 1 12 35 2
    4 1.5 10 25 2
    5 1.5 11 35 1
    6 1.5 12 15 1.5
    7 2 10 35 1.5
    8 2 11 15 2
    9 2 12 25 1
      注:超声模式为开2 s,停2 s,超声时间为总运行时间而不是有效运行时间。
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    2) 实验操作。取100 mL污泥于烧杯中,根据设定条件 (表1) 向烧杯中投加氢氧化钠,不断搅拌使得污泥混合均匀,pH稳定后,转移到超声仪器内,超声探头淹没泥面下1 cm,超声破解 (开2 s,停2 s) 一定时间。取50 mL在10 000 r·min−1的转速下离心5 min后获取上清液。测定反应后上清液的性质 (SCOD、TN、TP) 。剩余的50 ml污泥进行VSS的测定。若不立即测样,则将污泥保存在−80 ℃的环境中,所有实验样品均在48 h内分析。各实验条件进行3组平行实验,实验结果取3组平行实验平均值。

    1) 污泥破解率。超声-碱破解后的污泥破解率,如公式(1)所示。

    DD=(SCODSCOD0)(TCOD0SCOD0)×100% (1)

    式中:SCOD,SCOD0为处理过和未处理的溶解性COD,mg·L−1;TCOD0为污泥中的总COD,mg·L−1

    2) 超声波功率。耗散到液体中的超声功率使用量热法[22-23]计算,比热量功率如公式(2)所示。

    P=(dTdt)×C×m (2)

    式中:P是量热法确定的功率,W·mL−1dT/dt是每秒升温, ℃·s−1C是水在25 ℃时的比热容,4.2×103 J·(kg·K)-1m是水的质量,kg。

    超声波声能密度如公式(3)所示。

    Ppowerdensity=PV (3)

    式中:Ppower density是超声波声能密度,W·mL−1V是处理污泥体积,mL。

    3) 参照《水和废水监测分析方法》 (第4版) [24]中相关检测方法:TCOD、SCOD采用重铬酸钾法;TP采用钼酸铵分光光度法;TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法;VSS、TS采用重量法测定。

    pH<10时,可溶性有机物释放较少,pH>10时,释放增加[25]。由表3可知,破解率随pH的增加而增加[26],且pH为12时的SCOD远高于低pH条件下的SCOD,这与康晓荣等[27]的研究一致,R (极差) 越大,该因素变化对实验影响越大,各因素对其影响大小为:pH>声能密度>碱处理时间>超声处理时间。由表4的方差分析可看出,pH对破解率具有显著影响。

    表 3  污泥破解率极差分析
    Table 3.  Range analysis of sludge disintegration degree
    实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h 破解率/ %
    1 1 10 15 1 2.9±0.27
    2 1 11 25 1.5 3.5±0.34
    3 1 12 35 2 9.5±0.57
    4 1.5 10 25 2 3.0±0.26
    5 1.5 11 35 1 2.8±0.43
    6 1.5 12 15 1.5 12.8±0.10
    7 2 10 35 1.5 5.0±0.09
    8 2 11 15 2 4.9±0.14
    9 2 12 25 1 13.1±0.70
    K1 5.3 3.633 6.867 6.267
    K2 6.2 3.733 6.533 7.100
    K3 7.667 11.800 5.767 5.800
    R 2.367 8.16 1.100 1.300
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    表 4  污泥破解率方差分析
    Table 4.  Variance analysis of sludge disintegration degree
    因素 偏差平方和 自由度 F比 F临界值 显著性
    声能密度/(W·mL−1) 8.562 2 4.485 19.000
    pH 131.776 2 69.029 19.000 *
    超声时间/min 1.909 2 1.000 19.000
    碱处理时间/h 2.602 2 1.363 19.000
    误差 1.91 2
      注:“*”表示F比>F临界值,即差异显著。
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    图1为破解率随不同因素水平变化的曲线。实验条件下,破解率随声能密度增加而增加,随pH增加而增加,具有指数增长趋势[11]。破解率随着超声时间推移,有下降的趋势,说明溶解性有机物的消耗量上升。CHU等[16]的研究发现,低强度超声对SCOD的释放作用不大,但是超声作用后期随着温度的增长以及自由基的作用,SCOD却有一定的增长。另一方面,超声波作用使絮体分解,固液触面积变大,对溶解态的有机物吸附能力增强;而且随着超声波作用时间延长,环境温度上升,溶液的均质性提高,对污泥生物的生化反应起了促进作用,这些因素又会引起SCOD的下降。破解率随声能密度增大而增大,声能密度=2 W·mL−1时,破解率最大。破解率随pH增大而增大,pH=12时,破解率最大。破解率随超声时间增大而减小,超声时间=15 min时,破解率最大。破解率随碱处理时间增大,呈现先增加后减小的趋势。碱处理时间=1.5 h时,破解率最大。推荐组合为声能密度=2 W·mL−1、pH=12、超声时间=15 min、碱处理时间=1.5 h,此时破解率理论值最大。

    图 1  污泥破解率效应曲线图
    Figure 1.  Sludge disintegration degree effect graph

    随着超声强度及pH的增加,破解率的升高也会带来污泥上清液中氮和磷的含量升高,应注意到N、P的释放带来的影响。污泥中的氮主要以蛋白质的形式存在,在预处理过程中,蛋白质水解,污泥中的氮形态发生转变,转化成NH­+-N;超声-碱处理能破坏细胞膜、DNA和RNA,导致污泥中一部分磷释放[28],本研究为计算上清液C/N、C/P,测量了TN、TP。

    根据表5结果,当超声和碱处理较弱时,TN的释放相对于SCOD较低,表现为高C/N。一般认为C/N>15时[29],生物脱氮具有较好的处理效果,所有实验结果皆大于这个数值。由R可知,各因素对于C/N影响大小:声能密度>pH>超声处理时间>碱处理时间。因此,应控制声能密度在较低范围内以避免C/N过低。

    表 5  上清液C/N极差分析
    Table 5.  Range analysis of supernatant C/N
    实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声时间/ min 碱处理 时间/h C/N
    1 1 10 15 1 80.69±12.58
    2 1 11 25 1.5 59.97±1.40
    3 1 12 35 2 38.32±2.94
    4 1.5 10 25 2 58.18±5.55
    5 1.5 11 35 1 44.66±4.23
    6 1.5 12 15 1.5 34.87±1.96
    7 2 10 35 1.5 31.21±1.09
    8 2 11 15 2 23.86±0.67
    9 2 12 25 1 34.34±2.02
    K1 59.287 56.727 46.277 52.917
    K2 45.993 42.590 50.883 41.857
    K3 29.757 35.720 37.877 40.263
    R 29.530 21.007 13.006 12.654
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    图2为C/N随不同因素水平变化的曲线,随着声能密度的变化,C/N基本上呈下降趋势,说明在污泥絮体分解时,含氮物质溶出较SCOD快。WANG等[30]研究发现,超声波作用时,10~40 min期间释放的溶解性蛋白质比碳水化合物高得多。高碱促进污泥更快地进入水解阶段,强碱作用破坏污泥细胞膜后,污泥中的有机氮随着时间增加开始不断释放出来[9]。与酸性预处理相比,碱性处理对TN释放具有更好的性能。碱可以与磷脂反应发生皂化,从而破坏细胞并释放细胞内产物[31]。PARK等[32]观察表明,碱处理杀死污泥中的细菌细胞,并将其形态解构为网状形式。细胞活力和形态的变化促进了以蛋白质为主的有机物释放。从图2可以看出,C/N随声能密度、pH、碱处理时间增大,呈现减小的趋势,分别为声能密度=1 W·mL−1、pH=10、碱处理时间=1 h时,C/N最大。C/N随超声时间増大,呈现先增大后下降趋势。超声时间=25 min时,C/N最大。综上所述,为获得较高的C/N,推荐组合为声能密度=1 W·mL−1、pH=10、超声时间=25 min、碱处理时间=1 h。

    图 2  上清液C/N效应曲线图
    Figure 2.  Supernatant C/N effect graph

    一般认为,C/P>40时[33],生物处理具有较好的除磷效果。如表6所示,本实验中的9组实验结果皆大于这个数值。对于C/P,各因素影响大小为:pH>超声处理时间>声能密度>碱处理时间。根据图3为上清液C/P随不同因素水平变化的曲线。赵婧婧等[34]研究发现,在0.2~1.2 W·mL−1范围内,声能密度对污泥中磷释放的贡献度受制于超声波作用时间。当声能密度较低时,超声处理不能有效破解微生物胞体,但可以对污泥絮体结构及微生物细胞表层造成较大破坏,使吸附在污泥絮体表面的磷酸盐释放出来[6]。上清液C/P随声能密度增大,呈现先增大后减小的趋势,声能密度=1.5 W·mL−1时最大。C/P随pH增大,呈现先降低后增大的趋势,pH=10时最大。C/P随超声时间增大,呈现先增大后减小的趋势,超声时间=2 min时最大。C/P随碱处理时间增大,呈现先增加后减小的趋势。碱处理时间=1.5 h时最大。推荐组合为声能密度=1.5 W·mL−1、pH=10、超声时间=2 min、碱处理时间=1.5 h,此时上清液C/P理论值最大。

    表 6  上清液C/P极差分析
    Table 6.  Range analysis of supernatant C/P
    实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声 时间/min 碱处理 时间/h C/P
    1 1 10 15 1 55.19±2.73
    2 1 11 25 1.5 54.67±1.27
    3 1 12 35 2 56.32±2.69
    4 1.5 10 25 2 70.86±7.11
    5 1.5 11 35 1 51.03±4.52
    6 1.5 12 15 1.5 61.36±1.32
    7 2 10 35 1.5 60.46±1.65
    8 2 11 15 2 46.08±1.37
    9 2 12 25 1 60.42±3.2
    K1 52.060 62.170 54.213 55.547
    K2 61.083 50.597 61.983 58.830
    K3 55.657 56.033 52.603 54.423
    R 9.023 11.573 9.380 4.407
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    图 3  上清液 C/P效应曲线图
    Figure 3.  Supernatant C/P effect graph

    超声波、碱共同作用下,协同促进VSS去除。碱性环境有助于形成超声空化作用中的•OH,增强自由基效应[35],超声波空化引起的振动能够促进碱和污泥细胞壁上的脂类物质、EPS发生反应[36]。ŞAHINKAYA等[37]报道了超声联合热水解预处理污泥 (超声功率1.0 W·mL−1、超声时间1 min、热水解温度80 ℃,持续时间1 h) ,厌氧消化后VS降解率较原泥提高37.8%;ŞAHINKAYA等[14]使用超声联合碱解预处理污泥 (处理参数为每kg TS超声能量22 500 kJ1,每g污泥加碱量TS 0.1 g) ,厌氧消化VS降解率较原泥提高38.7%。徐慧敏等[38]用超声-碱-热 (热水解温度为73 ℃, 每gTS加碱量为0.085 g,每kg TS超声能量为9 551 kJ) 预处理污泥后,VSS去除率较原泥高35.0%,厌氧消化后则更高。从表7可以看出,本研究VSS去除率基本都在30%以上,具有良好的污泥减量效果。

    表 7  各实验VSS去除率
    Table 7.  Removal rate of TS & VSS for each experiment
    实验 编号 声能密度/ (W·mL−1) pH 超声 时间/min 碱处理 时间/h VSS去 除率/%
    1 1 10 15 1 36.04±1.02
    2 1 11 25 1.5 35.01±2.21
    3 1 12 35 2 37.67±2.68
    4 1.5 10 25 2 34.71±1.41
    5 1.5 11 35 1 35.45±0.66
    6 1.5 12 15 1.5 35.01±2.43
    7 2 10 35 1.5 30.87±1.17
    8 2 11 15 2 37.81±1.25
    9 2 12 25 1 26.88±1.84
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    图4效应曲线中,VSS去除率随声能密度增大而减小,声能密度=1 W·mL−1时,VSS去除率最大。VSS去除率随pH增大,呈现先增大后减小的趋势,pH=11时,VSS去除率最大。VSS去除率随超声时间增大,呈现先减小后增大的趋势,超声时间=15 min时,VSS去除率最大。VSS去除率随碱处理时间增大而增大。碱处理时间=2 h时,VSS去除率最小。综上所述,推荐组合为声能密度=1 W·mL−1、pH=11、超声时间=15 min、碱处理时间=2 h,此时VSS去除率理论值最小。

    图 4  VSS去除率效应曲线图
    Figure 4.  VSS removal rate effect graph

    综上所述,超声声能密度和pH相较于2者的处理时间更重要,但超声处理强度大会增加能耗,因此,综合考虑SCOD、上清液C/N与C/P、VSS去除率,本研究推荐操作条件为声能密度=1.5 W·mL−1、超声时间=15 min、pH=12、碱处理时间=1.5 h,可得污泥破解率>12%、COD>7 600 mg·L−1、C/N>30、C/P>60,VSS去除率>35%。相比于江云等[39]的处理 (120 mL污泥、超声频率22 kHz、超声功率800 W、超声时间15 min) 以及BABU等[40]对80 mL脱水污泥的破解处理 (pH=12、超声功率140 W、超声时间1 h) ,超声处理功率较低、时间较短,节约能耗,且有较好的破解效果。

    1) 超声-碱处理对污泥破解、释放碳源有较好的效果,在声能密度为1.0~2.0 W mg·L−1、pH为10~12的条件下,污泥SCOD由3 000 mg·L−1到4 000~7 500 mg·L−1,C/N远大于15,C/P大于50,VSS去除率在35%左右。

    2) 由正交实验得出,各因素对破解率影响大小为:pH>声能密度>碱处理时间>超声时间。各因素对C/N的影响大小为:声能密度>pH>超声时间>碱处理时间。各因素对C/P的影响大小为:pH>超声时间>声能密度>碱处理时间。可见,声能密度和pH对污泥破解有更大的影响。

    3) 从污泥破解率、C/N、C/P来看,推荐条件为声能密度=1.5 W mg·L−1、 pH=12、超声时间=15 min、碱处理时间=1.5 h、可获得SCOD > 7 600 mg·L −1、C/N > 30、C/P > 60,可有效破解污泥中有机物,有利于回流后脱氮除磷。

  • 图 1  不同生长温度下负载催化剂后的碳毡纤维SEM照片

    Figure 1.  SEM images of carbon felt loaded with the catalyst at different growth temperatures

    图 2  不同生长温度下合成的催化剂对SMX的降解效果对比

    Figure 2.  Comparison on the SMX degradations using the synthesized catalyst at different growth temperatures

    图 3  在生长温度105 ℃下,负载在碳毡上的催化剂的透射电镜照片

    Figure 3.  TEM images of catalyst loaded on the carbon felt fibers at the growth temperature of 105 ℃

    图 4  在生长温度105 ℃下,对CuCo-BH催化剂使用前后的光电子能谱分析

    Figure 4.  X-ray photoelectron spectroscopy (XPS) analysis of the CuCo-BH catalyst before and after used at the growth temperature of 105 ℃

    图 5  在105 ℃生长温度下合成的CuCo-BH催化剂的X射线衍射测定结果

    Figure 5.  X-ray diffraction patterns of the CuCo-BH catalyst at the growth temperature of 105 ℃

    图 6  不同pH条件下,采用CuCo-BH催化剂的类芬顿过程对SMX的降解效果

    Figure 6.  SMX degradations in the Fenton-like process using the CuCo-BH catalyst under different pH conditions

    图 7  不同SMX初始浓度对类芬顿反应降解SMX的影响和相应一级反应动力学模拟结果

    Figure 7.  Effect of initial SMX concentration on the SMX degradation in the Fenton-like process and the fitting results by the first-order kinetics

    图 8  H2O2浓度对类芬顿反应降解SMX的影响

    Figure 8.  Effect of H2O2 concentration on the SMX degradation in the Fenton-like process

    图 9  不同电解质溶液对类芬顿反应降解SMX的影响

    Figure 9.  Effect of electrolyte solution on the SMX degradation in the Fenton-like process

    图 10  CuCo-BH类芬顿催化剂循环使用次数对SMX去除效果的影响

    Figure 10.  Effect of the repeated times of CuCo-BH catalyst on the SMX degradation in the Fenton-like process

    图 11  电子顺磁共振波谱仪对CuCo-BH催化剂在类芬顿过程中催化产生的自由基的测定

    Figure 11.  Detection of the radicals produced in the Fenton-like process with CuCo-BH catalyst by electron paramagnetic resonance

    图 12  不同自由基淬灭剂对SMX去除效果的影响

    Figure 12.  SMX removals in the Fenton-like process with different radical scavengers

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出版历程
  • 收稿日期:  2020-01-03
  • 录用日期:  2020-05-28
  • 刊出日期:  2020-09-10
曾佚浩, 陈运进, 卢耀斌, 曾翠平, 刘广立, 骆海萍, 张仁铎. Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
引用本文: 曾佚浩, 陈运进, 卢耀斌, 曾翠平, 刘广立, 骆海萍, 张仁铎. Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
ZENG Yihao, CHEN Yunjin, LU Yaobin, ZENG Cuiping, LIU Guangli, LUO Haiping, ZHANG Renduo. Degradation of sulfamethoxazole using the heterogeneous Fenton-like catalyst of Cu-Co bimetallic hydroxide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014
Citation: ZENG Yihao, CHEN Yunjin, LU Yaobin, ZENG Cuiping, LIU Guangli, LUO Haiping, ZHANG Renduo. Degradation of sulfamethoxazole using the heterogeneous Fenton-like catalyst of Cu-Co bimetallic hydroxide[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2474-2484. doi: 10.12030/j.cjee.202001014

Cu-Co双金属氢氧化物非均相类芬顿催化剂去除磺胺甲恶唑

    通讯作者: 卢耀斌(1984—),男,博士,副研究员。研究方向:废水处理与回用。E-mail:lubin8405@163.com
    作者简介: 曾佚浩(1996—),男,硕士研究生。研究方向:废水处理与回用。E-mail:739308263@qq.com
  • 1. 中山大学环境科学与工程学院,广东省环境污染控制与修复技术重点实验室,广州 510006
  • 2. 广州京溪地下净水厂,广州 510655
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51608547,51278500,51308557);国家重点研发计划资助项目(2017YFB0903703);广州市科技计划项目(201804010450)

摘要: 作为一种广谱性抗生素,磺胺甲恶唑(SMX)在常规城市污水生物处理过程中去除率较低,仍需要发展高效的去除方法。为此,通过原位溶剂热生长法,在碳毡上合成Cu-Co双金属氢氧化物(CuCo-BH)非均相催化剂,且在此基础上开展了类芬顿催化剂催化降解SMX的研究。对催化剂的SEM、TEM、XPS和XRD表征结果表明,CuCo-BH在碳毡上异向生长并呈棒状结构,宽度为40~115 nm,最大长度可达650 nm。在生长温度为105 ℃、反应时间为5 h的条件下,制备得到性能较好的CuCo-BH催化剂,在pH=7、H2O2=50 mmol·L−1、反应时间60 min的条件下,对初始浓度为50 mg·L−1的SMX去除率达到100%;在SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1、pH=7、反应时间为30 min的条件下,催化剂重复使用5次,SMX的去除率仍高于94%。·OH和O2的淬灭实验以及电子顺磁共振波谱仪(ESR)的测定分析结果表明,·OH对SMX的降解起到了关键的作用。以上研究结果可为SMX在污水深度处理中的高效去除提供一种新的方法。

English Abstract

  • 磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole, SMX)作为一种广谱抗生素,由于其价格低廉、性质稳定、抗菌谱广等优点而被广泛应用于医疗、养殖等行业[1-2]。然而,SMX在环境中不易被降解,传统的城市污水处理厂对SMX的去除率仅为20%~30%[3],这使得其在城市污水处理厂的出水中可检测出较高的浓度[4-5]。此外,对我国自然水体中158种药品与护理品污染物(PPCPs)的监测结果表明,SMX是检出率最高的污染物[6]。环境中的SMX不仅对植物生长具有不利影响,也可对人体健康造成危害[7-8]。因此,需要研究高效的高级氧化方法以强化SMX去除。

    非均相类芬顿催化氧化技术因其具有适用pH范围宽、催化剂可循环使用、二次污染少等优点近年来备受关注[9-10]。目前,研究的非均相类芬顿催化剂种类较多,Cu、Mn、Co、Ti、Ni等金属均可用于合成非均相类芬顿催化剂,在处理难降解有机物污染物的过程中表现出较好的氧化分解能力[10]。如采用膜分散法通过耦合沉淀反应合成的Cu2O催化剂,在其投加量为0.5 g·L−1、30%的H2O2投加量约49 mg·L−1时,4 min内可使15 mg·L−1罗丹明B脱色率达到100%[11]。水热法合成的γ-MnO2可在投加量为0.1 g·L−1、H2O2浓度为49.3 mg·L−1条件下,20 min内实现罗丹明B的完全脱色[12]。为了提高非均相催化剂的性能,常利用多种不同价态和氧化还原能力的金属离子,制备合成新型的类芬顿催化剂。如固定在有序介孔Si上的Fe-Cu双金属催化剂,在其投加量为1 g·L−1、2 000 mg·L−1 H2O2和中性pH条件下,30 mg·L−1氧氟沙星360 min的去除率达70%以上[13]。采用溶胶凝胶法合成的LaFeO3催化剂,在其投加量为1.4 g·L−1、782 mg·L−1 H2O2和pH=7.14条件下,3 mg·L−1的SMX 120 min的去除率达90%[14]。目前,利用非均相类芬顿反应降解SMX的研究虽有所报道[14-15],但仍需要合成具有高催化活性、强稳定性及易分离回收的类芬顿催化剂,以实现对SMX的高效去除。

    本研究采用原位溶剂热生长法合成了Cu-Co非均相类芬顿催化剂,采用SEM、XRD等方法对催化剂的结构和形态进行了表征,探讨了不同反应条件对SMX降解率的影响,分析了Cu-Co双金属氢氧化物(CuCo-BH)非均相类芬顿催化剂的催化机制,以期为实际废水中SMX的类芬顿催化降解提供理论基础。

  • 将0.29 g Co(NO3)2·6H2O、0.241 6 g Cu(NO3)2·3H2O、0.463 g NH4F和3.003 g CO(NH2)2溶解于30 mL去离子水中,搅拌30 min后定容到100 mL,即为生长液。催化剂的载体是4 cm× 4 cm,3 mm厚的碳毡,预处理方法为:浓硝酸浸泡30 min,然后用去离子水清洗干净,并在去离子水中浸泡超声15 min,再用丙酮浸泡超声15 min,乙醇浸泡超声15 min,最后用去离子水浸泡超声15 min。将预处理好的碳毡放入盛有100 mL生长液的聚四氟乙烯反应釜中,105 ℃下反应5 h,冷却后取出,用去离子水温和清洗后自然晾干,即制备出负载有CuCo-BH非均相类芬顿催化剂的碳毡。预实验结果表明,水热反应时间小于5 h时,催化效果较差,当水热反应时间为3 h时,在相同条件下,催化剂的性能仅为5 h时的80%;而当水热反应时间大于5 h后,催化效果没有明显提高。Co(NO3)2·6H2O、Cu(NO3)2·3H2O、NH4F和CO(NH2)2均为分析纯,购置于广州化学试剂厂。

  • 在室温条件下,往150 mL烧杯中加入50 mL初始浓度为3 mg·L−1的SMX溶液,将负载CuCo-BH 催化剂的碳毡浸没在溶液中,加入一定浓度的H2O2,反应开始后,每隔一定时间进行取样,水样经0.22 μm滤膜过滤后,测定SMX浓度,最后计算SMX的降解率。

  • 1) CuCo-BH催化剂的表征。利用扫描电子显微镜(Hitachi Su8010,Hitachi)、透射电子显微镜(TEM,Tecnai G2 20,美国FEI公司)对催化剂的形貌结构、负载情况等进行分析;采用X射线衍射(X Pert’3 Powder,荷兰帕纳科)与XPS(Scientific K-Alpha,美国ThermoFischer)对催化剂的物相及金属的价态进行分析。

    2)自由基分析。采用电子顺磁共振波谱仪(electron paramagnetic resonance spectrometer,ESR,JES FA200,日本电子JEOL)对非均相类芬顿过程所产生的自由基类型进行分析,采用DMPO (5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物)作为捕获剂;通过投加异丙醇、对苯醌等自由基淬灭剂,研究SMX降解过程中·OH和O2对SMX降解的贡献。

    3) SMX浓度测定。采用高效液相色谱法(P230II,大连依利特分析仪器公司)测定SMX浓度,色谱柱为SinoChrom ODS-BPC18 (250 mm×4.6 mm×5 μm),流速为1.0 mL·min−1,紫外检测器波长265 nm,柱温30 ℃,流动相为0.1%甲酸溶液/乙腈= 70/30(体积比)。

    4) SMX的去除率R按式(1)计算。

    式中:R为SMX的去除率;C0为SMX的初始浓度,mg·L−1Ctt时刻的浓度,mg·L−1

  • 在不同生长温度下,负载于碳毡上的CuCo-BH催化剂的SEM表征结果如图1所示。由图1中可以看出,碳毡上的催化剂负载量受生长温度影响:在90 ℃时,碳毡上只有少量的催化剂颗粒成核,晶体生长受限(图1(b)),CuCo-BH催化剂负载量非常低;在105 ℃时,碳毡上生长的CuCo-BH催化剂明显增加,几乎完全覆盖碳毡纤维(图1(c));在120 ℃时,碳毡上生长的催化剂量与105 ℃时相比差异性不大(图1(d))。

    在pH=7.0、H2O2=15 mmol·L−1、无投加其他电解质的反应条件下,不同生长温度下合成的催化剂对3 mg·L−1的SMX降解效果如图2所示。将90 ℃下合成的催化剂用于非均相类芬顿过程中,SMX的去除效果最差,30 min内SMX的去除率仅为78.8%;而对于在105 ℃下合成的催化剂,86.2%的SMX可在10 min内被去除,30 min的去除率达到96.7%;当生长温度进一步上升到120 ℃时,合成的催化剂对SMX的去除效果没有显著上升,与105 ℃下合成的催化剂相比,性能反而略有下降,30 min内SMX的去除率为94.6%。综合上述结果,确定105 ℃下合成的催化剂为最优,后续实验均采用105 ℃下合成的催化剂开展研究。

  • 在105 ℃时,负载在碳毡上的催化剂的透射电镜分析结果如图3所示,生长在碳毡上的CuCo-BH催化剂呈棒状结构,宽度为40~115 nm,长度可达650 nm。CuCo-BH催化剂的棒状结构有利于提高催化剂的比表面积,促进催化反应的进行[16]。CuCo-BH催化剂的XPS分析结果如图4所示。在使用之前,催化剂在934.68 eV的结合能值对应于Cu2p3/2,这表明Cu是以Cu2+的价态存在[17];催化剂在781.06 eV和797.31 eV的结合能值分别对应于Co2p3/2和Co2p1/2,这表明Co是以Co2+的价态存在[18]。在反应之后,催化剂在932.42 eV的结合能值对应于Cu2p3/2,显示有Cu+的存在;催化剂在783.11 eV的结合能值对应于Co2p3/2,显示有Co3+的存在。CuCo-BH催化剂的XRD测定结果如图5所示,其衍射峰与JCPDS(No.74-1057)和JCPDS(No.16-0736)一致,分别对应Co(OH)2和Cu7(OH)10F4,表明该催化剂的主要成分是Cu和Co的氢氧化物,并存在少量CuF2杂质,合成样品衍射峰峰形尖锐,说明样品的结晶度良好。

  • 反应体系的pH对于类芬顿催化剂的性能有较大影响,采用NaOH与H2SO4调节溶液pH,考察在CuCo-BH非均相类芬顿体系中,不同pH (3、5、7、9、11)对SMX降解效果的影响,反应条件为SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1、无投加其他电解质。此外,在不同pH反应结束后,未发现有明显的pH变化,反应后溶液pH在设定pH±0.3的范围内,基本保持稳定。由图6中可以看出,当pH=3时,30 min内SMX的去除率为60.7%;当pH=11时,30 min内SMX的去除率仅为33.9%;而当pH=7时,SMX在30 min内的去除率达到96.9%;当pH=9时,SMX的去除率略低于pH=7。这表明本研究合成的CuCo-BH类芬顿催化剂的最佳pH=7,从实际应用看,城市污水及大部分工业废水的pH一般在中性范围,因此,采用CuCo-BH催化剂可以在不进行调节pH的条件下进行非均相类芬顿反应,与传统的芬顿反应相比,有望节约大量调节pH的酸碱。在pH=7、H2O2浓度为15 mmol·L−1条件下,对3 mg·L−1的SMX进行30 min的催化降解实验,测定反应前后溶液TOC浓度。结果表明,TOC的去除率约为60%。这表明本研究所采用的催化剂及其反应体系能够有效降解SMX,并实现其矿化,这与文献采用Fe3O4/Co3O4催化剂对SMX进行30 min的降解实验所得到的矿化程度相接近[19]

    在pH=3的条件下,催化剂中金属溶出增加,导致催化剂中活性组分降低,从而使得固相催化剂性能下降;而在pH=11的条件下,H2O2易分解为H2O和O2,这也将导致催化反应生成的·OH和O2等氧化剂减少,使得SMX去除效果降低[20]。本实验结果与目前报道的含Cu双金属催化剂受pH的影响结果一致。ZHANG等[21]合成的Cu-Al催化剂,在pH=2的条件下,几乎对对硝基酚(4-NP)没有催化降解效果;在pH=10.0的条件下,60 min内对4-NP的降解率只有约60%;而在pH=6或7的条件下,60 min内对4-NP的降解率高达90%以上。GUO等[20]的研究表明,Co-Cu双金属催化剂在pH=6.8的条件下对蒽醌类物质的去除效果要远优于pH=4.2和pH=10.4。

    在pH=7.0、H2O2=50 mmol·L−1、无投加其他电解质的反应条件下,不同SMX初始浓度对类芬顿反应降解SMX的影响如图7(a)所示。在60 min内,SMX初始浓度即使从5 mg·L−1增加到50 mg·L−1,类芬顿反应对SMX的去除率均可达100%。当SMX浓度为5 mg·L−1时,在5 min内,其去除率即可达到95%;而当SMX初始浓度为25 mg·L−1时,其在5 min内的去除率降低为71%;当SMX的初始浓度为50 mg·L−1时,其在5 min内的去除率仅为57%。在催化剂催化H2O2产生自由基总量不变的情况下,随着SMX初始浓度提高,去除SMX所需的时间也会相应增加。如图7(b)所示,在不同SMX浓度下,其降解过程符合表观一级反应动力学,当SMX浓度为5 mg·L−1时,降解反应的表观速率常数最大,为0.435 min−1,随着SMX初始浓度增加至50 mg·L−1,表观反应速率常数由0.435 min−1降至0.055 min−1。MILH等[22]采用过硫酸盐高级氧化法去除SMX,100 mg·L−1的SMX可在80 min内被完全降解,其降解过程也符合一级反应动力学,反应速率常数为0.002 9 min−1,拟合相关性系数为R2=0.992 9,与本研究结果一致。MALESIC-ELEFTHERIADOU等[23]采用光催化氧化方法去除1 mg·L−1 SMX,结果表明,该降解过程遵循一级反应动力学,反应速率常数为0.015 min−1。由于实验条件的不同(pH、光照、温度等),难以仅仅从表观速率常数上比较催化剂的优劣,但文献报道的不同高级氧化方法表明,SMX催化降解符合一级反应动力学过程。

    在SMX=3 mg·L−1、pH=7.0、无投加其他电解质的反应条件下,不同H2O2浓度对类芬顿反应降解SMX的影响结果如图8所示,在不加入H2O2时,SMX在30 min内去除率仅为8%,这可能是负载催化剂的碳毡对SMX的吸附作用引起的。随着H2O2浓度的增大,SMX的30 min去除率不断提高。当H2O2浓度为10 mmol·L−1和15 mmol·L−1时,30 min内SMX的去除率分别为79.8%和95.1%,这表明SMX的降解主要是由于类芬顿催化剂催化H2O2产生自由基引起的,H2O2浓度的增加导致更多自由基的生成,从而加速了SMX的降解。

    在SMX=3 mg·L−1,H2O2=15 mmol·L−1的条件下,不同电解质溶液对类芬顿反应降解SMX的影响结果如图9所示,电解质为10 mmol·L−1的NaCl和Na2SO4时,SMX在30 min内的去除效果分别为91.9%和80.9%;而当电解质为Na2CO3时,30 min内SMX去除率仅为16.8%,这可能是采用10 mmol·L−1 Na2CO3溶液时,溶液pH可达到11.0,这使得SMX的去除率大大降低。此外,Na2CO3溶于水后,可生成大量的HCO3CO23HCO3CO23对·OH有一定的淬灭作用,两者能够反应生成CO3,从而导致SMX去除率的下降[24],反应如式(2)~式(4)所示。

    在SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1、pH=7、反应时间为30 min的条件下,CuCo-BH类芬顿催化剂循环使用次数对SMX去除效果的影响结果如图10所示。经过5次重复类芬顿反应后,SMX去除率始终保持在94%以上。此外,在本研究中,在pH=7的条件下,反应前后未见有明显的金属催化剂溶出现象,这表明CuCo-BH类芬顿催化剂的稳定性能良好。

  • 采用ESR对CuCo-BH催化剂在类芬顿过程中催化H2O2产生的自由基进行测定,结果如图11所示。在0 min时,没有检测出捕获剂DMPO捕获·OH和O2的特征峰,在5 min后测定出含有强度比为1∶2∶2∶1的4个光谱信号,可对应于DMPO-·OH加合物的特征峰[25] (图11(a));强度比为1∶1∶1∶1的4个光谱信号,可对应于DMPO-O2加合物的特征峰[26]。这表明在CuCo-BH催化剂的催化反应中,产生了羟基自由基·OH和超氧自由基O2。为了进一步明确·OH和O2在SMX降解过程中的作用,采用异丙醇和对苯醌进行自由基的猝灭实验,反应条件为SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1、pH=7、无投加其他电解质,其中,异丙醇和对苯醌分别为有效的·OH淬灭剂和O2淬灭剂[27],结果如图12所示。异丙醇作为·OH淬灭剂已经有较多的报道[27-28],有研究[28]表明,异丙醇与·OH的反应非常迅速,速率常数高达1.9×109 L·(mol·s)−1,因此,在添加异丙醇后,一旦溶液中生成·OH,即被异丙醇优先反应而消耗;当投加13 mmol·L−1的异丙醇时,对SMX的降解有明显的阻碍作用,5 min内SMX的去除率仅为31.4%,而对照实验(0 mmol·L−1异丙醇)的SMX去除率为68.3%;当投加130 mmol·L−1的异丙醇时,极大地阻碍了SMX的降解,30 min内SMX的去除率仅为43.6%。而当投加6 mmol·L−1和12 mmol·L−1的对苯醌时,对SMX的去除均无明显的阻碍作用,即使投加了12 mmol·L−1的对苯醌,30 min内SMX的去除率仍达到91.6%。这表明·OH对SMX的降解起到了关键的作用。

    上述结果表明,·OH是CuCo-BH类芬顿催化剂催化H2O2的主要产物。有研究[29-31]表明,过渡金属Cu和Co具有可变价态和优良的氧化还原活性,其可能的催化H2O2产生·OH,进而降解SMX,具体反应过程如式(5)~式(9)所示。

    与其他高级氧化方法,如光催化、芬顿氧化等相比,使用本研究获得的CuCo-BH催化剂的非均相类芬顿过程对SMX的去除效果更好,在取得相同的SMX去除率的条件下,反应所需时间更短[23, 32]。未来可开展实际废水中SMX的非均相类芬顿去除实验,以明确CuCo-BH催化剂其在实际废水处理中的应用效果。

  • 1)在105 ℃生长温度下合成的催化剂为最优,碳毡上CuCo-BH催化剂负载量较好;TEM表征结果表明,生长在碳毡上的CuCo-BH催化剂呈棒状结构,宽度为40~115 nm,最大长度可达650 nm。XPS表征结果表明,催化剂的价态以Cu2+和Co2+为主。

    2) CuCo-BH催化剂的最佳使用pH=7,在SMX=3 mg·L−1、H2O2=15 mmol·L−1条件下,SMX在30 min内的去除率达到96.9%。SMX的降解主要是由于类芬顿催化剂催化H2O2产生的羟基自由基引起的,随着H2O2浓度逐渐增加,SMX的去除率有所升高。当电解质溶液为10 mmol·L−1的NaCl和Na2SO4时,对SMX的去除率影响不大,但电解质溶液为10 mmol·L−1的Na2CO3溶液时,SMX去除率显著降低。

    3) ESR对自由基的测定结果表明,CuCo-BH催化剂催化H2O2的反应中产生了·OH和O2;自由基猝灭实验结果表明,·OH对SMX的降解起到了关键的作用。

参考文献 (32)

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