废铁屑-Ti(RuO<sub>2</sub>)三维电极高效处理高氮磷低C/N污水

丁红; 王艺洁; 武福平

doi:10.12030/j.cjee.202007060

废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极高效处理高氮磷低C/N污水

1.
兰州交通大学博文学院，兰州 730101
2.
兰州交通大学环境与市政工程学院，兰州 730070

作者简介: 丁红(1988—)，女，硕士，讲师。研究方向：水处理理论与技术。E-mail：dinghong_lzjtu@163.com

通讯作者: 丁红, E-mail: dinghong_lzjtu@163.com ;

基金项目:
甘肃省教育厅2020年高等学校创新基金项目 (2020A-184)
中图分类号: X703.1

High-nitrogen/phosphorus and low-C/N sewage treatment by iron-scarps and Ti(RuO₂) based three-dimension electrode

1.
Bowen College, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730101, China
2.
School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China

Corresponding author: DING Hong, dinghong_lzjtu@163.com ;

摘要: 高氮磷、低C/N比污水愈发常见，其处理技术的开发具有重要意义。利用废铁屑构建废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极，处理实际高氮磷、低C/N比污水。探讨了铁屑填充率、反应时间和槽电压对电氧化效率的影响及Cl⁻对 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ -N氧化的催化作用，并进行了动力学分析。结果表明：30%体积的铁屑可将COD、 ${ {\rm{NH}}_4^ +}$ -N、TN和TP去除率分别提高19.9%、31.8%、41.3%和79.8%；铁屑的投加提高了电氧化效率，同时 ${ {\rm{PO}}_4^ {3-}}$ 与Fe³⁺沉淀而被去除；最佳反应时间和槽电压分别为80 min和10 V；Cl⁻的投加促进了Cl₂和HClO的生成，进而将 ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N直接氧化为N₂，大幅降低了 ${ {\rm{NO}}_3^ {-}}$ -N和 ${{\rm{NO}}_2^ {-} }$ -N积累；在Cl⁻与 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 的最佳摩尔比4∶1时，TN去除速率常数由0.27 min⁻¹增至0.69 min⁻¹，此时， ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N、TN和TP的去除率分别达96.8%、93.4%和98.1%。以上研究结果可为高氮磷、低C/N污水的快速处理提供参考。
- 废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极 /
- 低碳氮比(C/N)污水 /
- 氯离子(Cl⁻) /
- 脱氮除磷 /
- 动力学
Abstract: The high nitrogen/phosphorus and low C/N ratio sewage is more and more common, the development of the corresponding treatment technology is of significant importance. In this study, iron-scrap was used to set up the iron-scarp (IS) based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode (IS-TDE) for the practical high nitrogen/phosphorus and low C/N ratio sewage treatment. The impacts of IS dosage, reaction time and cell voltage on electric oxidation efficiency were investigated, as well as the catalytic effect of Cl⁻ on ${\rm{NH}}_4^ +$ -N oxidation. The kinetics was also analyzed. The addition of IS at volume ratio of 30% could improve the removal rates of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N, TN and TP by 31.8%, 41.3% and 79.8%, respectively. The addition of IS improved the efficiency of electro-oxidation of IS-TDE and ${\rm{PO}}_4^ {3-}$ precipitation with Fe³⁺ occurred. The optimal react time and cell voltage were 80 min and 10 V, respectively. Cl⁻ addition initiated the production of Cl₂ and HClO in IS-TDE which oxidized ${\rm{NH}}_4^ +$ -N into N₂, and significantly reduced ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N and ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N accumulation. When the optimal molar ratio of Cl⁻ and ${\rm{NH}}_4^ +$ -N was 4, TN removal rate constant (k) increased from 0.27 min⁻¹ to 0.69 min⁻¹. The removal rates of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N, TN and TP were 96.8%, 93.4% and 98.1%, respectively. The present research provided a theoretic basis and technical support for efficient treatment of high nitrogen/phosphorus and low C/N ratio sewage.
- iron-scrap and Ti(RuO₂) based three-dimension electrode /
- low C/N ratio wastewater /
- chlorine ion (Cl^-) /
- nitrogen and phosphorus removal /
- kinetics

近年来，污水处理后作为再生水回用逐渐得到重视。2021年，国家发布《关于推进污水资源化利用的指导意见》指出，污水经无害化处理达到特定水质标准后，可作为再生水用于居民生活、生态补水、回灌地下水等。但诸多研究表明，再生水中仍能频繁检出微量抗生素等难降解有机污染物，呈现浓度低、高稳定性、高毒性和易生物富集等特性，进入水环境可诱导环境菌群产生抗药性，甚至导致超级抗药细菌的出现，对人体和生态环境产生巨大的潜在风险^[1-4]。开发经济高效的污水中抗生素等微量污染物的去除技术，仍是目前污水处理领域亟需解决的重要问题之一。

高级氧化技术(advanced oxidation processes, AOPs)能够产生具有强氧化力的活性物种，可以高效降解去除上述微量高风险有机物，近年来引起了广泛的关注^[5-6]。其中，基于过硫酸盐(PMS)或过二硫酸盐(PDS)活化的高级氧化技术所产生的硫酸根自由基(SO₄·⁻)、羟基自由基(·OH)、单线态氧(¹O₂)等ROS，具有广谱的难降解有机污染物去除能力，且活化方法较为简单，较之芬顿体系表现出较大优势^[7]。在众多活化PMS的方法中，过渡金属因其运行成本低、效率高而被广泛使用^[8-9]。其中，钴(Co)被认为是最有效的PMS活化金属^[10-11]，然而，在PMS活化过程中，Co²⁺的浸出对人体健康和生态环境构成了严重威胁，因为Co²⁺即使在非常低的浓度下也具有高毒性和潜在致癌性^[12-13]。因此，寻求绿色的过渡金属制作高效催化剂，对基于过硫酸盐活化的高级氧化技术发展尤为重要。

类水滑石(layered double hydroxide，LDHs)又称层状双金属氧化物，是一类阴离子插层的二维层状无机材料，具有层板元素和层间阴离子种类可变、比例可调、金属阳离子均匀分散等特性，在多相催化中具有广阔的应用前景。有研究^[14]表明，LDHs可高效活化H₂O₂的过氧键(O—O)，产生·OH，据此推测PMS中的O—O键亦可以被LDHs活化。然而LDHs用于活化PMS虽取得一些研究进展，但目前研究多集中于Co系二元LDHs，如ZHAO等^[9]对CoMn-LDHs活化PMS降解有机染料进行了研究，发现CoMn-LDHs具有优异的催化活性。然而，Co系LDHs活化PMS仍难以避免Co²⁺浸出，造成严重的二次污染问题；而Mn作为Co的替代性元素对PMS的活化效能仍有待提高。有研究^[15]表明，多金属掺杂可有效提高催化材料活化PMS过程中的电子传递效率，提高催化剂的催化活性，实现高效、绿色活化PMS降解抗生素等难降解有机物。然而，抗生素类微量有机物与多金属掺杂的多元LDHs表面吸附态PMS之间是否存在直接电子传递作用，并实现对这类难降解有机物的高效降解，目前仍鲜有报道。

本研究以氯四环素(chlortetracycline，CTC)为研究对象，通过水热法制备了绿色、高效的催化剂MnFeCu三元类水滑石，且将其用于活化PMS以降解CTC，分别使用扫描电镜(scanning electron microscope，SEM)、X射线粉末衍射(X ray diffractometer，XRD)及X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy，XPS)等分析手段对催化剂的形貌和结构进行了表征和分析；考察了CTC浓度、催化剂和PMS投加量、初始pH及温度对CTC降解效能的影响；对降解过程中产生的各类活性物种进行了淬灭实验及EPR捕获，探明了活性物种的产生情况及其在CTC降解过程中的贡献，以揭示CTC的降解机制。对活化PMS前后的催化剂理化性质进行对比分析，结合催化剂回收再利用过程中CTC的降解效能，评估了催化剂的循环稳定性。本研究结果以期为水环境中抗生素的去除提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验试剂

氯四环素(CAS，64-72-2)、四水硝酸锰(CAS，20694-39-7)、三水硝酸铜(CAS，10031-43-3)、九水硝酸铁(CAS，7782-61-8)、对苯醌(CAS，105-51-4)、糠醇(CAS，98-00-0)购自上海Aladdin公司。盐酸(CAS，7647-01-0)、氢氧化钠(CAS，1310-73-2)、碳酸钠(CAS，497-19-8)、叔丁醇(CAS，75-65-0)、无水乙醇(CAS，64-17-5)购自上海Macklin公司。

1.2 催化剂的制备

采用水热法制备MnFeCu-LDHs，具体如下：将1 mmol硝酸铁、1 mmol硝酸锰和2 mmol硝酸铜溶解于100 mL去离子水中，超声分散30 min后得到锰铁铜摩尔比1:1:2的金属混合溶液，置于250 mL分液漏斗中。将0.035 mol氢氧化钠与0.015 mol碳酸钠溶解于100 mL去离子水中，超声分散30 min。在剧烈搅拌条件下，将金属混合溶液以3 mL·min⁻¹的速度缓慢滴入制备好的碱液中，滴加过程严格控制pH至10±0.1。将所得到的悬浊液置于水热反应釜中，140 ℃反应16 h。取出后用无水乙醇及去离子水反复离心洗涤，直至上清液pH至中性。将得到的产物置于真空干燥箱中55 ℃燥24 h后取出研磨，保存备用。

1.3 催化剂的表征

使用SEM、XRD等对合成的三元类水滑石的表面形貌、晶型等进行表征。同时，使用XPS对反应前后三元类水滑石进行表征，比较反应前后元素价态的转化，并结合循环稳定性实验分析催化剂的稳定性。

1.4 CTC的催化降解实验

在未改变反应条件的情况下，均按照以下反应条件进行实验：在25^oC、初始pH=7的条件下，投加40 mg催化剂于200 mL10 mg·L⁻¹的CTC溶液中，使催化剂浓度为0.2 g·L⁻¹。在黑暗条件下使用磁力搅拌器搅拌30 min，使催化剂达到吸附解吸平衡，以排除吸附对催化降解速率的影响。往体系中投加40 mg PMS，使其浓度也达到0.2 g·L⁻¹，分别在2.5、5、10、15、20及30 min取样后在30 s内过0.22 μm微孔滤膜，使用紫外分光光度计在356 nm波长处测得吸光度，进而计算出CTC剩余浓度^[16-17]。

需要说明的是，在探究各影响因素对CTC的降解影响实验中，均采用单因素控制变量法进行研究。在探究CTC初始浓度的影响实验中，分别改变CTC质量浓度至5、20、30及40 mg·L⁻¹，其余变量保持不变；在探究催化剂投加量的影响实验中，分别改变催化剂投加量至0.05、0.1、0.3及0.4 g·L⁻¹，其余变量保持不变；在探究PMS投加量的影响实验中，分别改变PMS投加量至0.05、0.1、0.3及0.4 g·L⁻¹，其余变量保持不变；在探究pH的影响实验中，分别改变pH至4、6、8和10，其余变量保持不变；在探究温度的影响实验中，分别改变温度至35、45和55 ℃，其余变量保持不变。

同时，为了考察催化剂的循环稳定性，将反应后的反应液倒入离心管中，洗涤剂为去离子水及无水乙醇，使用高速离心机在8 000 r·min⁻¹下进行离心洗涤，在去离子水及无水乙醇各洗涤两次后放入55^oC真空干燥箱中干燥24 h。

2. 结果与讨论

2.1 催化剂的表征

为了探究类水滑石的结构形貌，对所有材料采用SEM进行分析(图1(a)~(b)为SEM扫描电镜图像)。其中花瓣状是LDHs的典型形态^[18]，可以看到MnFeCu-LDHs具有相对平整的氢氧化物层表面和明显的叠层结构。图1(c)~(f)是SEM图像中各元素的映射图像。可见复合材料中含有O、Mn、Fe、Cu元素，进一步说明MnFeCu-LDHs具有较为均匀的层状结构。由此可以初步判断，通过水热法成功合成了MnFeCu-LDHs复合材料。

图 1 MnFeCu-LDHs的SEM与图像及元素映射图

Figure 1. SEM and TEM images, EDS-mapping of MnFeCu-LDHs

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图2为所合成MnFeCu-LDHs的XRD图谱。在2θ为11.11°、22.82°、34.57°和60.30°处的特征峰，分别对应于类水滑石(003)、(006)、(009)和(110)晶面^[19]。所得图像基线平稳，峰型窄且尖锐，进一步表明合成了结晶度良好的MnFeCu-LDHs。

图 2 MnFeCu-LDHs的XRD图谱

Figure 2. XRD patterns of MnFeCu-LDHs

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2.2 MnFeCu-LDHs/PMS对CTC的去除效能

在反应温度为25 ℃，初始pH=7，催化剂投加量0.2 g·L⁻¹，PMS投加量0.2 g·L⁻¹和CTC质量浓度为10 mg·L⁻¹的条件下，考察了MnFeCu-LDHs活化PMS降解CTC的效果(图3)。结果表明，PMS对CTC存在一定的降解能力，但其30 min降解率只有34.1%，这可能是由于PMS本身具有一定的氧化能力，且在水中只会产生少量的·OH^[20]。而在添加MnFeCu-LDHs作为催化剂的条件下，CTC浓度在2.5 min内便迅速下降，去除率达到78.68%，30 min内去除率则达到91.18%。由此可见，MnFeCu-LDHs可有效活化PMS，产生的多种活性物种对CTC可实现高效降解。进一步改变MnFeCu-LDHs投加量至0.05、0.1、0.3、0.4 g·L⁻¹，PMS投加量保持0.2 g·L⁻¹不变，可以看出，当催化剂质量浓度从0.05 g·L⁻¹增加到0.2 g·L⁻¹时，CTC的催化降解效率得到明显提高，2.5 min时去除率达78.68%，30 min时去除率升高到91.18%。这是由于较高浓度的催化剂可为PMS活化提供更多的活性位点，从而进一步增强了CTC的降解。然而，当催化剂质量浓度继续增加至0.4 g·L⁻¹时，降解曲线十分的接近，CTC降解的改善很小，说明该浓度下的PMS活化已达到了饱和，PMS浓度成为了CTC催化降解的限速步骤。

图 3 MnFeCu-LDHs活化PMS降解CTC效果图

Figure 3. Degradation efficiency of CTC by PMS activation with MnFeCu-LDHs

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2.3 MnFeCu-LHDs/PMS体系反应条件对CTC去除效能的影响

1) CTC初始浓度的影响。改变CTC质量浓度至5、20、30、40 mg·L⁻¹，催化剂、PMS投加量保持0.2 g·L⁻¹不变，初始pH为7，反应温度25 ℃，探究CTC初始浓度对反应体系中自身去除率的影响。如图4所示，当CTC质量浓度从5 mg·L⁻¹上升至10 mg·L⁻¹时，去除率达到最高，30 min去除率达到91.2%；继续升高CTC浓度时，30 min去除率则逐步下降，说明特定浓度的催化剂和PMS浓度下，MnFeCu-LHDs/PMS体系产生的活性物种有限，高浓度的CTC不足以被充分氧化降解。

图 4 CTC初始浓度对降解效率的影响

Figure 4. Effects of CTC concentration on degradation efficiency

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2) PMS投加量的影响。改变PMS投加量至0.05、0.1、0.3、0.4 g·L⁻¹，其余各条件保持不变，探究PMS投加量对CTC降解的影响。如图5所示，总体来看改变PMS投加量对CTC 30 min去除率影响不大。当PMS投加量由0.05 g·L⁻¹增加到0.1 g·L⁻¹时，CTC降解效果有着一定程度的增加，但继续增加PMS浓度时，CTC的降解效果反而出现了削弱。这可能是由于随着PMS浓度的提高，引发了PMS自淬灭反应，多余的PMS与SO₄·⁻和·OH生成 SO₅·⁻(式(1)~式(2))，而这是一种较弱的氧化剂，氧化还原电位仅为1.1 V，导致CTC降解效率降低^[21-22]。

图 5 PMS投加量对降解效率的影响

Figure 5. Effects of PMS dosage on CTC degradation efficiency

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${\rm{HSO}}_{5}^-+{\rm{SO}}_{4}\cdot^{-} \to {\rm{SO}}_{5}\cdot^{-}+{\rm{SO}}_{4}^{2-}+{\rm{H}}^+$

$(1)$

${\rm{HSO}}_{5}^-+\cdot{\rm{OH}} \to {\rm{SO}}_{5}\cdot^{-}+{\rm{H}}_{2}{\rm{O}}$

$(2)$

${\rm{H}}^++{\rm{SO}}_{4}\cdot^{-}+{\rm{e}}^- \to {\rm{HSO}}_{4}\cdot^{-}+{\rm{SO}}_{4}^{2-}$

$(3)$

${\rm{H}}^++\cdot{\rm{OH}}+{\rm{e}}^- \to {\rm{H}}_{2}{\rm{O}}$

$(4)$

${\rm{SO}}_{4}\cdot^{-}+{\rm{OH}}^- \to{\rm{SO}}_{4}^{2-}+\cdot{\rm{OH}}$

$(5)$

3)初始pH的影响。其余各条件保持不变，改变初始pH(4~10)探究pH对反应体系中CTC降解效能的影响。如图6所示，在碱性条件下，锰铁铜水滑石对CTC的催化降解有着更好的效果。这是由于碱性条件下，OH⁻可以加速HSO₅⁻的分解；此外，OH⁻可以与 SO₄·⁻反应生成·OH，其在碱性条件下是一种非选择性的氧化性自由基^[23]。而在酸性条件下，H⁺将破坏水滑石的氢氧化物层，并加速金属的溶解，同时过量的H⁺可以清除SO₄·⁻和·OH(式(3)~式(5))。因此，碱性条件提高了CTC的降解效率并抑制了金属的溶解。但即使是在初始pH为4的条件下，CTC的30 min去除率仍能达到85.3%，可见该催化剂良好的催化性能，这将有效弥补芬顿体系中低pH的局限性。

图 6 pH对降解效率的影响

Figure 6. Effects of pH on CTC degradation efficiency

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4)不同温度的影响。使用控温磁力搅拌器将反应温度调整至308、318和328 K，为了更加清晰地展现温度对CTC降解的影响情况，将催化剂投加量降至0.05 g·L⁻¹，PMS投加量保持0.2 g·L⁻¹不变，初始pH为7，结果如图7所示。随着反应温度的增加，CTC降解速率与去除率均有所增加。对反应过程做动力学分析，可以得到不同温度下的反应速率常数k(图7(b))，根据阿伦尼乌斯方程(式(6))，通过对3个温度下的lnk与1/T进行拟合，可以得到斜率即Ea/R，进而计算出锰铁铜水滑石活化PMS降解CTC的活化能。该化学反应的活化能为50.3 kJ·mol⁻¹。

图 7 温度对降解效率的影响

Figure 7. Effects of temperature on CTC degradation efficiency

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$\mathrm{ln}k=\frac{{E}_{a}}{RT}+\mathrm{l}\mathrm{n}A$

$(6)$

2.4 MnFeCu-LHDs/PMS体系对CTC的降解机制

为了探明反应体系中活性氧物种的产生情况，使用DMPO捕获·OH、O₂·⁻、SO₄·⁻，甲醇做溶剂，使用TEMP捕获¹O₂，去离子水做溶剂，混合均匀之后，用毛细管吸取一定量混合液，套上石英管之后，放入EPR样品腔内进行ROS信号测试。通过EPR/ESR分析各活性氧物种的信号特征峰(图8)。结果表明，反应体系中·OH、SO₄·⁻、O₂·⁻及¹O₂均有明显的信号特征峰检出。值得注意的是，在加入PMS反应1 min和10 min时，可以观测到较为明显的¹O₂、·OH和O₂·⁻信号特征峰，而SO₄·⁻则在反应1 min时信号峰特征明显，在反应10 min时，信号特征峰强度有着明显的减弱，推断SO₄·⁻不会持续存在，在反应中不占据主导地位。

图 8 自由基淬灭对CTC降解效果的影响及MnFeCu-LDHs/PMS体系EPR图谱

Figure 8. Effect of radicals quenching on CTC degradation and EPR spectra of MnFeCu-LDHs/PMS system

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为了进一步探明反应体系中各活性物种对CTC降解的贡献，分别加入无水乙醇(EtOH)淬灭·OH和SO₄·⁻，叔丁醇(TBA)淬灭·OH，对苯醌(PBQ)淬灭O₂·⁻，糠醇(FFA)淬灭¹O₂^[24-25]。如图8所示，加入4种淬灭剂后，CTC的降解率均有不同程度的下降。加入EtOH后，30 min后CTC去除率由未加入淬灭剂的91.18%下降到76.47%，而加入TBA后，30 min去除率则下降至85.29%，证明了体系中SO₄·⁻与·OH的存在。在FFA后，30 min去除率下降至38.24%，其对降解的抑制效果远高于EtOH和TBA，证明了该体系中占据主导的是¹O₂；此外，可以看到，PBQ的加入对CTC的降解去除也产生了一定的抑制作用。这是由于PBQ清除 O₂·⁻后，¹O₂的生成随之受到影响，进而表现出抑制作用，这些均证实了该反应体系CTC的降解过程中非自由基反应占主导。

由图9中XPS图谱可见，MnFeCu-LHDs/PMS体系中存在二价和三价的锰离子和铁离子以及一价和二价的铜离子，通过氧化还原反应可以激活PMS产生强氧化性物质。可以看出，反应前后3种过渡金属不同价态的含量均发生明显变化，Mn²⁺从反应前的39.67%下降到反应后的35.84%，Mn³⁺则由44.9%增加到49.28%；Fe²⁺从反应前63.95%增加到反应后的64.63%，Fe³⁺则从36.05%下降到35.37%；Cu⁺从反应前的40.51%上升到反应后的44.36%，Cu²⁺则从59.49%下降到55.64%。此外，O1s谱图中晶格氧的含量下降了2.93%，证明催化剂表面的含氧基团可能参与了活化反应。通过以上分析，我们推理出了MnFeCu-LDHs活化PMS的过程：MnFeCu-LDHs中的Mn²⁺，Mn³⁺，Fe²⁺和Cu⁺通过电子转移活化PMS(HSO₅·⁻)生成SO₄·⁻(式(7)~式(9)，而SO₄·⁻可以与H₂O和OH⁻反应生成·OH(式(10))^[26-27]。反应后的高价态Mn³⁺、Fe³⁺和Cu²⁺可被HSO₅⁻还原为低价态的金属离子(式(11))，同时由于Mn³⁺/Mn²⁺、Fe³⁺/Fe²⁺、Cu²⁺/Cu⁺及Mn⁴⁺/Mn³⁺的氧化还原电位分别是1.51V、0.77V、0.34V和0.15V，氧化还原电位间的差异将促进金属离子间的循环(式(12)~式(16))，使多金属间产生协同效应进而提高催化活性^[23]。Mn²⁺、Fe²⁺和Cu⁺还会与催化剂表面的H₂O和OH⁻结合，对PMS的活化有着促进作用(式(17)~式(18))^[28-30]。¹O₂则可以通过PMS分解和O₂·⁻与H₂O反应生成(式(19)~式(20))。由此可见，CTC在SO₄·⁻、·OH、¹O₂及O₂·⁻几种自由基的共同作用下被降解。

图 9 反应前后锰铁铜类水滑石 XPS光谱

Figure 9. XPS spectra of Mn-Fe-Cu LDH before and after reaction.

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${\rm{Mn}}^{2+}/{\rm{Mn}}^{3+}+{\rm{HSO}}_{5}^- \to {\rm{Mn}}^{3+}/{\rm{Mn}}^{4+}+{\rm{SO}}_{4}\cdot^{-}+{\rm{OH}}^-$

$(7)$

${\rm{Fe}}^{2+}+{\rm{HSO}}_{5}^- \to {\rm{Fe}}^{3+}+{\rm{SO}}\cdot_4^{-}+{\rm{OH}}^-$

$(8)$

${\rm{Cu}}^++{\rm{HSO}}_{5}^- \to {\rm{Cu}}^{2+}+{\rm{SO}}\cdot_{4}^{-}+{\rm{OH}}^-$

$(9)$

${\rm{SO}}\cdot_{4}^{-}+{\rm{OH}}^- \to \cdot{\rm{OH}}+{\rm{SO}}_{4}^{2-}$

$(10)$

${\rm{Fe}}^{3+}/{\rm{Mn}}^{3+}/{\rm{Cu}}^{2+}+{\rm{HSO}}_{5}^- \to {\rm{Fe}}^{2+}/{\rm{Mn}}^{2+}/{\rm{Cu}}^++{\rm{SO}}\cdot_{5}^{-}+{\rm{H}}^+$

$(11)$

${\rm{Mn}}^{3+}+{\rm{Fe}}^{2+} \to {\rm{Mn}}^{2+}+{\rm{Fe}}^{3+}$

$(12)$

${\rm{Mn}}^{3+}+{\rm{Cu}}^+ \to {\rm{Mn}}^{2+}+{\rm{Cu}}^{2+}$

$(13)$

${\rm{Fe}}^{3+}+{\rm{Cu}}^+ \to {\rm{Fe}}^{2+}+{\rm{Cu}}^{2+}$

$(14)$

${\rm{Cu}}^{2+}+{\rm{Mn}}^{3+} \to {\rm{Cu}}^++{\rm{Mn}}^{4+}$

$(15)$

${\rm{Fe}}^{3+}+{\rm{Mn}}^{3+} \to {\rm{Fe}}^{2+}+{\rm{Mn}}^{4+}$

$(16)$

${\rm{Fe}}^{2+}/{\rm{Mn}}^{2+}/{\rm{Cu}}^+-{\rm{OH}}^-+{\rm{HSO}}_{5}^- \to {\rm{Fe}}^{2+}/{\rm{Mn}}^{2+}/{\rm{Cu}}^+-{\rm{OHOSO}}_{3}^-+{\rm{OH}}^-$

$(17)$

${\rm{Fe}}^{2+}/{\rm{Mn}}^{2+}/{\rm{Cu}}^+-{\rm{OHOSO}}_{3}^- \to {\rm{Fe}}^{3+}/{\rm{Mn}}^{3+}/{\rm{Cu}}^{2+}+{\rm{SO}}\cdot_{4}^{-}$

$(18)$

${\rm{HSO}}_{5}^-+{\rm{SO}}_{5}^{2-} \to {\rm{HSO}}_{5}^-+{\rm{SO}}_{4}^-+^{1}{\rm{O}}_{2}$

$(19)$

$2{\rm{O}}\cdot_{2}^{-}+{\rm{H}}_{2}{\rm{O}} \to {\rm{HOO}}^-+{\rm{OH}}^-+^{1}{\rm{O}}_{2}$

$(20)$

2.5 催化剂的循环稳定性分析

将干燥后的催化剂仔细研磨后用于活化PMS降解CTC上述过程重复5次(图10)。随着循环次数的增多，催化剂30 min催化降解效果逐次下降，从第1次的91.18%依次下降至86.11%、82.64%、76.39%及73.61%，这可能是由于金属离子的溶出和催化剂表面残留了部分CTC降解产物，导致了催化降解效率的降低。在重复使用3次后，CTC的10 min降解率仍有70%以上，30 min降解效率仍有80%以上。最终经过5次循环后，CTC 30 min催化降解率仍然有73.61%，表明锰铁铜类水滑石催化剂有着良好的循环稳定性与重复使用性。

图 10 催化剂的循环稳定性

Figure 10. The reusability of catalyst

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2.6 催化剂活化PMS机理分析

结合活性氧物种分析及XPS分析结果，对MnFeCu-LDHs活化PMS机理进行总结，如图11所示，MnFeCu-LDHs表面的金属离子通过与HSO₅⁻间电子的转移，电子转移过程如式7-式20所示，通过电子转移生成了·OH、¹O₂等活性氧物种，这些活性氧物种与CTC具有很好的反应活性，通过与CTC发生反应完成对CTC的降解，在此过程产生的几种活性氧物种均不同程度的参与了此过程，其降解反应以¹O₂的非自由基反应为主。

图 11 MnFeCu-LDHs活化PMS降解氯四环素机理示意图

Figure 11. Mechanism of MnFeCu-LDHs activating PMS to degrade tetracycline

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3. 结论

1)采用水热法成功制备了MnFeCu-LDHs，将其应用于活化PMS降解CTC，发现其具有良好的催化活性，能够有效去除水环境中的CTC：在初始pH为7，催化剂及PMS投加量为0.2 g·L⁻¹时，CTC在30 min的去除率达到91.18%。

2)催化剂在各pH条件下都具有较好的应用性，在碱性条件下，催化剂对PMS的活化效果较好，CTC的降解效率也较高。同时增大催化剂投加量、升高温度均可强化CTC降解效能，但催化剂投加量超过0.2 g·L⁻¹后，强化效果不再显著。此外，过多的PMS浓度将和SO₄·⁻和 ·OH生成SO₅·⁻，氧化能力被削弱。

3)通过淬灭实验和EPR捕获证明了在该体系中，·OH、SO₄·⁻、O₂·⁻、¹O₂均参与了CTC的降解，贡献度最高的是¹O₂，其次为·OH和SO₄·⁻。

4)材料表面的不同价态金属离子因氧化还原电位间的差异将促进金属离子间的循环，使多金属间产生协同效应进而可提高催化活性；经过5次循环使用后，催化剂对CTC仍具有良好的催化降解能力，说明其具有优良的重复利用性。

图 1 实验装置

Figure 1. Experimental set-up

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图 2 铁屑投加量(体积分数)对废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极去除 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N和TP的影响

Figure 2. Impact of iron-scrap dosage (volume percentage) on ${\rm{NH}}_4^ +$ -N and TP removal by the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode

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图 3 不同铁屑投加量(体积分数)下 ${\bf{NO}}_3^ {-}$ -N和 ${\bf{NO}}_2^ {-}$ -N的积累及TN的去除

Figure 3. ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N and ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N accumulation and TN removal by the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode at different iron-scrap dosages (volume percentage)

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图 4 不同反应时间下废铁屑-Ti(RuO₂)的处理效能

Figure 4. Performance of the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode at different reaction times

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图 5 不同槽电压下废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极的处理效能

Figure 5. Performance of the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode at different cell voltages

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图 6 Cl⁻的投加量(R)对废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极脱氮的影响

Figure 6. Impact of Cl⁻ dosage (R) on nitrogen removal performance of the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode

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图 7 不同Cl⁻的投加量(R)下 ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N和 ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N的积累及TN的去除

Figure 7. Impact of Cl⁻ dosage (R) on ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N and ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N accumulation and TN removal by the iron-scarp based Ti(RuO₂)-three-dimension electrode

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表 1 实验过程及运行条件

Table 1. Experiment processes and the corresponding operating conditions

序批实验批次	反应时间/min	铁屑填充率/%	槽电压/V	Cl⁻投加量(Cl⁻与 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的摩尔比)
1	60	0、15、30、45	12	0
2	20、40、60、80、100	30	12	0
3	80	30	6、8、10、12	0
4	80	30	10	0、2∶1、4∶1、6∶1

序批实验批次	反应时间/min	铁屑填充率/%	槽电压/V	Cl⁻投加量(Cl⁻与 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的摩尔比)
1	60	0、15、30、45	12	0
2	20、40、60、80、100	30	12	0
3	80	30	6、8、10、12	0
4	80	30	10	0、2∶1、4∶1、6∶1

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图( 7) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 实验试剂
1.2 催化剂的制备
1.3 催化剂的表征
1.4 CTC的催化降解实验
2. 结果与讨论
2.1 催化剂的表征
2.2 MnFeCu-LDHs/PMS对CTC的去除效能
2.3 MnFeCu-LHDs/PMS体系反应条件对CTC去除效能的影响
2.4 MnFeCu-LHDs/PMS体系对CTC的降解机制
2.5 催化剂的循环稳定性分析
2.6 催化剂活化PMS机理分析
3. 结论

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随着我国生活污水中氮磷浓度不断增加，高氮磷、低碳氮(C/N)比生活污水愈发常见^[1-2]。此类生活污水常因有机碳源不足而导致二级生化处理工艺对总氮(TN)和总磷(TP)的去除有限^[3]。超标的氮磷排入水体将直接导致水体富营养化乃至黑臭水体的产生^[2,4]。因此，开发快速高效的高氮磷、低C/N比污水处理技术对水体受纳氮磷的削减及水污染控制具有重要意义。

作为一种高级氧化技术，电化学氧化已得到高度关注^[5-7]。其电解过程中产生的自由基(HO·和O₂·)和阳极/阴极的氧化/还原反应而可高效去除污水中的有机物、氨氮( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)和硝酸盐氮( ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N)等污染物，且催化电极的使用使其氧化能力进一步提高。Ti(RuO₂)电极是一种常用的电氧化电极材料，其应用显著提高了电氧化系统的氧化还原效率^[7]。三维电极技术是填充床电氧化技术的统称，其填充物可为金属、金属氧化物、负载金属/金属氧化物的颗粒及具有一定吸附/沉淀能力的颗粒填料。填充物的添加可强化系统内的传质过程并提高电氧化技术的电流效率，从而在较低的能耗下取得较高的去除效果^[5]。废铁屑是钢铁厂或金属加工厂产生的主要固体废物。作为水处理系统填充物，其具有价格低廉、活性高等优点^[8-12]。将其合理地应用于污水处理不仅可有效提高污水处理效能、降低水处理成本，而且可以实现以废治废。已有研究已将其用于强化生物脱氮^[8-10]，以及以其为填充物构建三维电极来提高电氧化技术对工业废水中难降解有机物的降解效能^[11-12]。但利用废铁屑强化三维电极处理高氮磷、低C/N比污水的研究仍鲜见报道。

本研究将废铁屑填入电解槽，形成废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极，以实际高氮磷、低C/N比生活污水为处理对象进行实验研究。系统利用电氧化产生的自由基(HO·)的氧化能力将污水中的 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N氧化而去除(式(1)~式(3))； ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N在电阴极获得电子而被还原去除(式(4)和式(5))^[5]。且废铁屑的投加不仅可提高系统的氧化能力，其原位产生的三价铁离子(Fe³⁺)可与磷酸盐沉淀而去除^[10,13]。此外，有研究^[14]表明，在有Cl⁻存在的情况下，电极的催化氧化作用可将Cl⁻氧化为氯气(Cl₂)和次氯酸(HClO)等活性中间物质。根据折点加氯理论， ${\rm{NH}}_4^ +$ -N可被氯气(Cl₂)和次氯酸(HClO)直接氧化为N₂。由此可见，电氧化中Cl⁻的投加具有降低电氧化 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N过程中 ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N、亚硝氮( ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N)的积累，实现真正意义上的TN脱除。因此，本研究也考察了Cl⁻的投加对废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极脱氮的强化作用。

3. 结论

1)废铁屑的投加显著提高了三维电极的电氧化效率，且所释放的Fe³⁺可与 ${\rm{PO}}_4^ {3-}$ 沉淀进而去除。在最佳铁屑投加率为30% (体积分数)时， ${\rm{NH}}_4^ +$ -N和TP的拟一级反应去除速率常数分别由未投加铁屑时的0.18 min⁻¹和0.04 min⁻¹显著提高至0.55 min⁻¹和0.96 min⁻¹。COD、 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、TN和TP去除率分别较未投加铁屑时提高了19.9%、31.8%、41.3%和79.8%。

2)反应时间的延长和槽电压的增加均能有效提高废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极的处理效率，综合考虑处理效率和能耗，最佳反应时间为80 min，最佳槽电压为10 V。

3) Cl⁻的投加促进了Cl₂和HClO的生成，将 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N直接氧化为N₂，大幅降低了 ${\rm{NO}}_3^ {-}$ -N和 ${\rm{NO}}_2^ {-}$ -N积累。在Cl⁻投加至Cl⁻与 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的最佳摩尔比量4 时，TN去除速率常数(k)由未投加Cl⁻时的0.27 min⁻¹增至0.69 min⁻¹。

4)最佳运行工况下，出水 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、TN、COD、TP的平均去除率分别达到96.8%、93.4%、94.2%和98.1%，其浓度分别降至3.4、9.2、21.7和0.14 mg·L⁻¹，满足我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2016)中的一级A标准。

参考文献 (21)

废铁屑-Ti(RuO₂)三维电极高效处理高氮磷低C/N污水

作者简介: 丁红(1988—)，女，硕士，讲师。研究方向：水处理理论与技术。E-mail：dinghong_lzjtu@163.com

通讯作者: 丁红, E-mail: dinghong_lzjtu@163.com ;