不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比

陈婷, 赵琪, 陈泉源, 黄昭露, 卢钧, 姚远, 刘晓琛. 不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
引用本文: 陈婷, 赵琪, 陈泉源, 黄昭露, 卢钧, 姚远, 刘晓琛. 不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
CHEN Ting, ZHAO Qi, CHEN Quanyuan, HUANG Zhaolu, LU Jun, YAO Yuan, LIU Xiaochen. Advanced treatment of printing and dyeing wastewater by H2O2 catalyzed with natural iron minerals under different light source irridation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
Citation: CHEN Ting, ZHAO Qi, CHEN Quanyuan, HUANG Zhaolu, LU Jun, YAO Yuan, LIU Xiaochen. Advanced treatment of printing and dyeing wastewater by H2O2 catalyzed with natural iron minerals under different light source irridation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100

不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比

    作者简介: 陈婷(1997—),女,硕士研究生。研究方向:废水处理。E-mail:tingc15@163.com
    通讯作者: 陈泉源(1962—),男,博士,教授。研究方向:废水处理等。E-mail:qychen@dhu.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研究发展计划项目(2019YFC0408503);中央高校基本科研业务费(19D111321,20D111318)
  • 中图分类号: X703.1

Advanced treatment of printing and dyeing wastewater by H2O2 catalyzed with natural iron minerals under different light source irridation

    Corresponding author: CHEN Quanyuan, qychen@dhu.edu.cn
  • 摘要: 印染废水排放量大,成分复杂,含有苯胺或偶氮基团致癌物质,难以稳定达标排放。因此,寻求经济有效的深度处理方法,实现废水工业回用有较大意义。基于天然含铁矿物构建异相光Fenton氧化体系,以不同发射波长的高压汞灯、氙灯、金卤灯为光源,探究了异相光Fenton氧化体系对耗氧有机污染物(以COD计)的去除效果,并通过监测反应过程中铁离子浓度的变化,探讨了异相光Fenton氧化体系的催化机理。结果表明:紫外可见光能显著改善对废水的处理效果,在pH=3~7时,COD的去除率提高了40%左右,黄铜矿、磁铁矿、磁黄铁矿3种异相UV-Fenton体系对废水中COD的去除率分别达到了58.83%、54.07%和55.64%;3种天然矿物具有良好的稳定性,在重复使用5次之后,COD去除率仍保持在50%以上。以H2O2为氧化剂,不同体系的处理效果为磁黄铁矿>黄铜矿>磁铁矿>硫酸亚铁,低压汞灯>高压汞灯>金卤灯>氙灯。产生氧化物种·OH的途径有H2O2光解、Fe2+催化H2O2分解、催化剂表面Fe(II)催化H2O2分解、光致催化剂电荷分离和氧气二电子还原;当pH大于3时,铁离子均相催化作用几乎可以忽略不计,体系中·OH的产生以表面催化为主。
  • 铊是一种稀有的剧毒重金属元素,毒性高于铅、汞、镉等有毒物质,世界卫生组织关于铊的环境卫生标准规定,一般人群铊的总摄入量不超过5 μg,致死剂量为8~12 μg·g−1,铊对人体的急性毒性剂量为6~40 mg·kg−1 BW[1]。铊污染主要来源于工业排放,全世界每年用于工业生产的铊达到1.5×105 t左右,向环境中释放的铊达到2 000~5 000 t[2-3]。此外,尾矿、冶炼废弃物、含铊矿石等含铊物质经地表径流、淋滤、大气降水进入环境,以及钢铁厂等企业含铊废水的超标排放等,导致铊污染突发事件时有发生,给下游饮用水安全造成了严重威胁[4-5]。如广东韶关冶炼厂排放含铊污水造成了严重的水体铊污染事件、广西贺江铊污染事件、四川广元段的嘉陵江铊污染事件等。而且,2021年1月20日嘉陵江流域再次发生铊污染事件。因此,含铊废水的高效治理与防控刻不容缓。

    水中铊主要以Tl(I)和Tl(III)的无机形式存在,Tl(I)比Tl(III)更稳定和可溶[6]。与其它除铊技术相比,吸附法因其高效、经济、操作简便而被认为是最有前景的铊去除方法。已有不同类型吸附剂被开发并用于去除水中的铊污染物,包括腐殖质[7-8]、锯末[9]、活性炭[10-11]、多壁碳纳米管[12]、钛纳米管[13]、纳米Al2O3[14]和二氧化钛[15-16]等。然而,这些吸附剂的分离回收常采用离心机或过滤器,需要消耗能量且处理困难,使其在实际应用过程中受到限制。相比之下,在外加磁场作用下,磁性吸附剂可以简单地从处理水中分离出来,大大降低了操作能耗。为了提高吸附性能,通常将典型磁性材料 (例如Fe3O4和Fe2O3) 与对目标污染物具有强而特殊亲和力的吸附材料相结合[17-18],进而开发出磁性吸附剂用于去除铊、砷[17]、镉[18]和汞[19]等有毒物质。

    本研究通过化学共沉淀法制备Fe3O4颗粒,结合水热反应、溶胶凝胶等改性方法,制备磁性钛铁纳米颗粒 (TFNPs) 、四氧化三铁/二氧化钛核壳颗粒 (Fe3O4@TiO2) 和还原氧化石墨烯负载四氧化三铁/二氧化钛 (rGO-Fe3O4@TiO2) 复合磁性材料,并进一步优化TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的制备方法,探讨TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料吸附、吸附氧化去除铊的性能,通过电化学手段,从微观水平阐明磁性材料中rGO对去除铊的促进机制。

    本研究中使用的所有化学品均为分析纯级,主要有硝酸铊 (TINO3) 、正钛酸四丁酯 (C16H36O4Ti,TBOT) 、乙醇 (C2H6O) 、叔丁醇 (C4H10O) 、氯化铁六水合物 (FeCl3·6H2O) 、硫酸亚铁七水合物 (FeSO4·6H2O) 、硼氢化钾 (KBH4) 、盐酸 (HCl) 、双氧水 (H2O2) 、氢氧化钠 (NaOH) 、硝酸 (HNO3) 、过硫酸钾 (K2S2O8,PS) ;所有溶液均采用超纯水配制。

    TFNPs是以TBOT和Fe3O4粉末为原料,其制备方法参考已有研究[20]。通过调节Fe3O4、TBOT的加入量和水热反应温度、时间等条件,制备最优的TFNPs磁性吸附材料。为减少实验次数,采用均匀实验设计方法进行实验设计[21],筛选具有代表性的Fe3O4、TBOT的加入量和水热反应温度、时间。均匀设计表用Un(qs)表示,其中U代表均匀设计,n代表要做的实验次数,q代表每个因素有q个水平,s代表因子个数。本研究主要考察的因子为Fe3O4加入量、TBOT加入量、水热反应温度和水热反应时间,实验次数一般为因子个数的3倍,采用均匀设计表 (U12[44]) 构建实验方案,如表1所示。以对Tl(I)的吸附量为优化指标筛选最佳吸附材料,具体的实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、吸附剂用量为0.1 g·L−1、温度为 (25±1) ℃、pH为7、吸附时间为4 h。

    表 1  4因素4水平均匀设计表 (U12[44])
    Table 1.  Uniform design table of four factors and four levels (U12[44])
    组别Fe3O4加入量/mgTBOT加入量/mL水热反应温度/ ℃水热反应时间/h
    1305016060
    2302014036
    3505014024
    4304020024
    5402020060
    6503018048
    7403016048
    8604014060
    9605020048
    10404018036
    11602018024
    12503016036
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    Fe3O4@TiO2的制备已有研究[22]。Fe3O4粉末投加量会直接影响TiO2壳状结构的厚度和致密性,进而影响材料的吸附容量。通过改变Fe3O4粉末和TBOT投加量,可以对核壳结构吸附材料结构与性能进行有效调控。采用表2优化Fe3O4粉末、TBOT的加入量,构建最优的Fe3O4@TiO2核壳磁性吸附材料,以对Tl(I)的吸附量为优化指标。具体吸附实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、溶液pH为7.0、Fe3O4@TiO2用量为0.1 g·L−1、吸附时间为0.5 h。

    表 2  Fe3O4粉末和TBOT的加入量
    Table 2.  Addition amount of Fe3O4 and TBOT
    编号Fe3O4粉末/mgTBOT/mL
    1301
    2402
    3503
    4604
      注:考察Fe3O4粉末加入量时,TBOT的加入量为2 mL。
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    考察TBOT的加入量时,Fe3O4粉末加入量为50 mg。

    rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的制备参考已有研究[23],采用表3优化rGO-Fe3O4和TBOT的加入量,构建最优的rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料,以对Tl(I)的吸附量为优化指标。具体吸附实验条件为:Tl(I)的初始质量浓度为10 mg·L−1、溶液pH为7.0、吸附剂用量为0.1 g·L−1、吸附时间为0.5 h。

    表 3  rGO-Fe3O4、TBOT的加入量
    Table 3.  Addition amount of rGO-Fe3O4 and TBOT
    编号rGO-Fe3O4/mgTBOT/mL
    110.5
    251.5
    3102
      注:考察rGO-Fe3O4加入量时,TBOT的加入量为1.5 mL。
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    考察TBOT的加入量时,rGO-Fe3O4粉末加入量为5 mg。

    采用铊离子储备液 (100 mg·L−1) 配置一系列浓度的铊离子工作溶液 (0.5、1、5、10、20、30和50 mg·L−1) ,用针管吸取1~2 mL溶液测定不同工作溶液的初始铊浓度。每个浓度的铊离子工作溶液,用量筒准确移取50 mL,转移至玻璃瓶中,调整溶液pH为7,吸附剂投加量为0.1 g·L−1。将所有玻璃瓶放置在超声仪器中超声3 min,然后放置在摇床摇晃24 h,摇床温度分别设置为25、35和45 ℃,分别在30 min、1.5 h、4 h和8 h校准pH至7。吸附24 h后,用针管吸取1~2 mL溶液,过0.45 μm滤膜,过滤溶液加到2 mL离心管中,采用逐级稀释方法,将样品进行不同倍数的稀释,确保样品浓度符合ICP-MS进样要求,待测。

    吸附热力学模型如式(1)~式(3)所示。

    ΔG=RTlnKT (1)
    KT=55.5×1000×204.38KL (2)
    lnKT=ΔSRΔHRT (3)

    式中:ΔG为Gibbs自由能,kJ·mol−1ΔH为焓变,J·(mol·K)−1ΔS为熵变,k·mol−1KT为无量纲参数;55.5 为水的摩尔浓度,mol·L−1;204.38为铊的摩尔分子量,g·mol−1R为气体常数,8.314×103 kJ·(mol·K)−1T为绝对温度,K。

    取50 mL Tl(I)反应溶液 (8.9 mg·L−1) ,移至玻璃瓶中,加入10 mmol PS,调整溶液pH=8,分别添加0.2 g·L−1的Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2。超声10 min后,放置于160 r·min−1的水浴振荡器中反应,分别在30 min、1 h、2 h和4 h校准pH=7,反应24 h后,取样过0.45 µm滤膜后测定反应后溶液中Tl的浓度。

    将10 mg rGO-Fe3O4@TiO2纳米颗粒用甲醇固定在Pt电极上,干燥后,作为工作电极,与甘汞和铂丝构成三电极体系,分别测定Tl(I)溶液 (8.5 mg·L−1) 和Tl(I)/PS (10 mg·L−1、10 mmol·L−1) 混合溶液条件下的循环伏安特性曲线。

    采用相同三电极体系,打开电流模式,依据循环伏安特性曲线测定结果,分别将工作电极电位设置为相应的氧化峰电位和还原峰电位,测定氧化电流-时间曲线和还原电流-时间曲线,计算电子供给容量 (EDC) 和电子接受容量 (EAC) 。

    1) TFNPs磁性材料制备条件的优化。4因素4水平条件下合成的TFNPs吸附Tl(I)的效果如图1所示,在实验条件范围内,Fe3O4加入量为50 mg、TBOT加入量为30 mL、水热反应温度为180 ℃和水热反应时间为48 h时,TFNPs吸附Tl(I)的效果最佳,确定此为制备TFNPs的最佳条件。

    图 1  4因素4水平条件下制备的TFNPs在同一因素下对Tl(I)的吸附量之和
    Figure 1.  The total adsorption capacity of Tl(I) by TFNPs synthesized at 4 factors and 4 levels under the same factor

    2) Fe3O4@TiO2核壳磁性材料制备条件的优化。改变Fe3O4粉末加入量的吸附结果如图2 (a) 所示,Fe3O4粉末加入量为50 mg时吸附效果最好,其次是60 mg。如图2 (b) 所示,TBOT的加入量为2 mL时吸附效果最好,确定Fe3O4粉末和TBOT的最佳加入量分别为50 mg和2 mL。

    图 2  Fe3O4 (a) 和TBOT (b) 加入量对Fe3O4@TiO2吸附剂Tl(I)吸附量的影响
    Figure 2.  Effect of the Fe3O4 (a) and TBOT (b) addition amount on the adsorption capacity of Fe3O4@TiO2 adsorbents toward Tl(I)

    3) rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料制备条件的优化。在rGO-Fe3O4粉末加入量为5 mg条件下,改变TBOT投加量对材料吸附性能的影响结果如图3 (a) 所示,TBOT的加入量为1.5 mL和2.0 mL时,吸附材料性能更优。如图3 (b) 所示,将rGO-Fe3O4粉末加入量从1 mg提高至5 mg,吸附容量能够提高19.8%,继续提高rGO-Fe3O4粉末加入量至10 mg,吸附容量没有明显变化。确定TBOT和rGO-Fe3O4粉末的最佳加入量分别为1.5 mL和5 mg。

    图 3  TBOT (a) 和rGO-Fe3O4 (b) 投加量对rGO-Fe3O4@TiO2吸附剂Tl(I)吸附量的影响
    Figure 3.  Effect of TBOT (a) and rGO-Fe3O4 (b) addition amount on the adsorption capacity of rGO-Fe3O4@TiO2 adsorbents toward Tl(I)

    在pH=7.0、Tl(I)的初始浓度为10 mg·L−1、吸附剂量为0.1 g·L−1和T=(25±1)℃时,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附去除率如图4所示。10 min内,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的去除率分别为29.98%、33.87%和23.01%,6 h后分别达到48.95%、43.23%和45.95%。3种磁性复合材料吸附除铊性能处于相同水平,但制备TFNPs的TBOT添加量 (10 mL) 远高于rGO-Fe3O4@TiO2 (1.5 mL) 。考虑到材料制备前驱体使用量,本研究将考察单位Ti条件下的吸附容量,即吸附位点的利用效率。

    图 4  TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附去除率
    Figure 4.  Adsorption removal percentage of Tl(I) by using TFNPs, Fe3O4@TiO2 and rGO-Fe3O4@TiO2

    由于TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料制备过程中TBOT添加量不同,而钛原子表面羟基 (Ti-OH) 是Tl离子吸附的主要功能基团,根据已有XPS分析结果[20,22,23 ],计算3种磁性材料在单位Ti含量条件下的Tl(I)吸附容量。如图5所示,10 min内,rGO-Fe3O4@TiO2相应单位Ti含量的Tl(I)吸附量 (97.3 mg-Tl·g-Ti−1) 是TFNPs (62.9 mg-Tl·g-Ti−1) 的1.55倍,是Fe3O4@TiO2 (68.6 mg-Tl·g-Ti−1) 的1.42倍。TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2单位Ti含量条件下Tl(I)最大吸附容量,分别为200、271.8和440 mg-Tl·g-Ti−1。Fe3O4@TiO2的单位Ti吸附容量高于TFNPs的1.36倍,而rGO-Fe3O4@TiO2的单位Ti吸附容量高于TFNPs的2.2倍。这主要与吸附材料结构特征直接相关[24-25],利用rGO纳米片作为模板,制备rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料提高了TiO2的利用效率,最大程度上发挥所负载TiO2吸附Tl(I)的性能;而TFNPs通过将TiO2和Fe3O4颗粒在水热反应过程中集聚在一起,无次序的堆积,且相互挤压,使其部分活性位点被覆盖。同时,Fe3O4颗粒的晶体结构可能会受到干扰,材料的磁性会减弱。与TFNPs相比,Fe3O4@TiO2的核壳结构能够将吸附材料的活性中心更充分地暴露在磁性吸附剂的外表面上,降低了Tl污染物在吸附剂孔道内扩散阶段对吸附过程的影响,Tl污染物在该表面上吸附速度会更快[26]。但由于纳米TiO2粒子之间的范德华静电引力的作用,粒子表面相互靠在一起,使总表面积和表面自由能下降,TiO2粒子从高分散态变为团聚体,仍然会在一定程度降低了纳米颗粒的实际应用效果[27-29]。因此,综合考虑制备试剂的用量、单位吸附容量,rGO-Fe3O4@TiO2是快速、高效去除水中Tl(I)的最佳吸附剂。

    图 5  单位Ti含量条件下的TFNPs、Fe3O4@TiO2和 rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附容量
    Figure 5.  Adsorption capacity of TFNPs, Fe3O4@TiO2 and rGO-Fe3O4@TiO2 toward Tl under unit Ti content

    与已报道的其他材料的吸附性能相比 (如表4所示) 。钛纳米管吸附量最大,达到709.2 mg·g−1,但需调节pH至5,而在铊泄漏造成的地表水污染情况时,水体pH一般在7左右。在中性情况下 (pH=7) ,FeOOH负载MnO2、过氧化钛、二氧化钛对Tl(I)的吸附量较大,分别为450、412和258 mg·g−1,均高于rGO-Fe3O4@TiO2的吸附性能,但过氧化钛和二氧化钛属于常规纳米吸附剂,需要借助离心或膜截留等方式进行回收再利用,高能耗在很大程度上,限制了其推广应用。rGO-Fe3O4@TiO2对Tl(I)的吸附量高于普鲁士蓝藻酸盐胶囊、聚丙烯酰胺膨润土等吸附剂,分别高于TFNPs、Fe3O4@TiO2磁性吸附剂的1.27、1.40倍[20, 22]。因此,rGO-Fe3O4@TiO2可作为一种磁选性能好且能有效去除铊污染物的吸附材料。

    表 4  现有已报道的吸附剂对Tl(I)的吸附性能比较
    Table 4.  Adsorption capacities of Tl(I) on previously reported adsorbents
    吸附剂Tl(I)/(mg·L−1)pH最大吸附量/(mg·g−1)参考文献
    碳纳米管0~0.126.00.42[30]
    锯末0~100 07.013.2[9]
    钛纳米管0~605.0709.2[13]
    改性真菌生物质-5.0159.7[31]
    聚丙烯酰胺沸石0~100 05.0378.1[32]
    聚丙烯酰胺膨润土0~100 05.073.6[32]
    过氧化钛0~507.0412[15]
    二氧化钛0~507.0258[15]
    普鲁士蓝藻酸盐胶囊0~4004.0103.0[33]
    FeOOH负载的MnO210~1507.0450[34]
    MnO2@黄铁矿渣0~16012.0320[35]
    硫醇二氧化硅微球10~3006.0452.8[36]
    线状MnO25~100 06.0450[37]
    TFNPs0~1507.0111.3[20]
    Fe3O4@TiO20~1507.0101.5[22]
    rGO-Fe3O4@TiO20~1507.0141.8[23]
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    在pH=7.0,吸附剂量为0.1 mg·L−1和不同温度条件下的吸附热力学过程及Langmuir模型模拟数据如图6所示,依据式 (1)~式 (3) 计算的相关热动力学参数见表5。在温度为25、35和45 ℃条件下,rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除Tl(I)过程的Gibbs自由能分别为−34.8、−36.3和−37.8 kJ·mol−1。这表明rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除Tl(I)过程是自发进行的,且温度升高有助于提高材料的吸附性能[38]。相应焓变和熵变分别为10.19 kJ·(mol·K)−1和0.15 kJ·mol−1。这表明,Tl(I)在rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料表面的吸附过程为吸热反应,且吸附后会导致固液界面无序性增加[39]

    图 6  rGO-Fe3O4@TiO2在不同温度下的吸附等温式及Langmuir模型模拟
    Figure 6.  Isotherm experimental data at different temperature with the fitting of Langmuir model
    表 5  吸附热力学参数
    Table 5.  Thermodynamic parameters of adsorption process
    T/ ℃ΔG/(kJ·mol−1)ΔH/(kJ·(mol·K)−1)ΔS/(kJ·mol−1)
    25−34.810.190.15
    35−36.3
    45−37.8
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    3种磁性吸附材料TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2中的Fe3O4颗粒具有一定的PS活化能力,将其与PS耦合去除铊污染物,可以有效结合吸附和氧化技术,实现铊污染物的快速、高效去除[40]。如图7所示,在Tl(I)质量浓度为8.9 mg·L−1、PS浓度为10 mmol·L−1、磁性材料投加量为0.2 g·L−1和pH=8条件下反应24 h后,TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2对铊离子的去除率分别为51.1%、45.7%和50.3%,而TFNPs/PS、Fe3O4@TiO2/PS和rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系对Tl的去除率分别为51.7%、47.2%和88.4%。与TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2吸附去除率相比,TFNPs和Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除效率略有提高,而rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除率提高了75.7%。这说明,rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料能够有效活化PS,提高了反应体系对Tl的去除效能[41]

    图 7  TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2与PS耦合前后的除铊性能
    Figure 7.  Tl removal of magnetic adsorbents including TFNPs, Fe3O4@TiO2 and rGO-Fe3O4@TiO2 with or without PS

    为探究rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料能够更有效活化PS的内在机制,采用循环伏安特性曲线和电子交换容量进一步分析rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在反应过程中的电子传递性能,将rGO-Fe3O4@TiO2粉末固定在Pt电极上,作为工作电极。在Tl(I)溶液中的伏安特性曲线如图8 (a) 所示,呈现出明显的氧化还原峰,氧化峰位于0.31 V,还原峰位于0.06 V,2者具有较好的对称性,显示出一定的可逆性,在−0.20 V出现较弱的氧化峰,在−0.23 V出现较强的还原峰。这表明,rGO-Fe3O4@TiO2纳米颗粒自身具有较强的氧化还原能力。在Tl(I)和PS体系中的伏安特性曲线如图8 (b) 所示,出现2组氧化还原峰,分别在0.45 V和−0.18 V出现氧化峰,在−0.06 V和−0.63 V出现还原峰。与Tl(I)体系相比,PS存在条件下反应体系的氧化还原能力得到显著提高[42]

    图 8  不同体系循环伏安特性曲线
    Figure 8.  Cyclic voltammograms of the different systems

    有研究表明,rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系中主要是rGO和Fe3O4共同活化PS产生自由基将Tl(I)氧化为Tl(III)[43]。为进一步明确Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2在Tl溶液和Tl/PS混合溶液条件下的电子转移能力即电子交换容量 (EEC) ,采用计时电流法评估不同材料 (包括Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2) 在Tl溶液和Tl/PS混合溶液条件下的电子转移能力,以揭示rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合处理含铊污水的电子传输规律。如图9所示,Fe3O4、rGO和rGO-Fe3O4@TiO2在Tl(I)溶液体系中电子转移能力较弱,其EDC分别为2.45、0和0.56 μmol-e·g−1,而EAC分别为19.4、47.7和37.9 μmol-e·g−1。在Tl(I)/PS混合溶液体系中,3种材料的电子转移能力均显著提高,EDC分别为168.2、225.4和195.4 μmol-e·g−1,EAC测定值分别为131.4、746.8和571.3 μmol-e·g−1。这表明,PS存在条件下大量增加了反应体系的电子,rGO在Tl溶液和Tl/PS溶液中具有较强的电子转移能力,这主要是由于其自身含有的功能基团和碳骨架会促进电子的转移[44]。rGO-Fe3O4@TiO2的电子转移能力介于Fe3O4和rGO之间,主要是由于其表面锚定的Fe3O4@TiO2减小了rGO的电子转移能力。这表明,rGO在rGO-Fe3O4@TiO2/PS耦合体系中能够作为电子穿梭体介导电子的转移[45],具有优异的电子转移能力。

    图 9  计时电流法测定不同材料在Tl(I)和Tl(I)+PS体系电子转移能力:Fe3O4 (a)、rGO (b)和rGO-Fe3O4@TiO2 (c)
    Figure 9.  EAC and EDC of different materials in Tl(I) and Tl(I)+PS systems tested by chronoamperometry: Fe3O4 (a), rGO (b) and rGO-Fe3O4@TiO2 (c)

    1) 采用水热法、溶胶凝胶法、rGO模板法分别制备TFNPs、Fe3O4@TiO2和rGO-Fe3O4@TiO2磁性复合材料,优化其制备条件获得性能最佳的吸附材料。以rGO纳米片作为模板材料能够解决TiO2颗粒在废水中团聚的问题,加强吸附材料对重金属离子的吸附亲和力。rGO-Fe3O4@TiO2单位Ti含量条件下Tl(I)最大吸附容量可达到440 mg-Tl·g-Ti−1,吸附过程为吸热反应,温度升高有助于提高材料的吸附性能。

    2) rGO具有优异的电子转移能力,结合rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料的高吸附性能,能够在材料周边形成局部高浓度,极大提高了电子传递给目标污染物的效率,进而强化电子利用效率,使rGO-Fe3O4@TiO2磁性材料在PS存在条件下对Tl的去除效率提高了75.7%。

  • 图 1  催化剂用量对COD去除率的影响

    Figure 1.  Effect of catalyst dosage on COD removal

    图 2  不同矿物异相类Fenton体系COD去除率和Fe2+浓度变化

    Figure 2.  Variation of COD removals and Fe2+ concentrations in different mineral heterogeneous Fenton-like systems

    图 3  不同氧化体系处理效果对比(UV:18 W低压汞灯)

    Figure 3.  Performance comparison of different oxidation systems (UV: 18 W low-pressure mercury lamp).

    图 4  高压汞灯照射下不同氧化体系处理效果对比

    Figure 4.  Performance comparison of different oxidation systems under high-pressure mercury lamp irradiation

    图 5  高压汞灯异相UV-Fenton体系中Fe2+浓度比较

    Figure 5.  Comparison of Fe2+ concentration in heterogeneous UV-Fenton under high-pressure mercury lamp irradiation.

    图 6  氙灯照射下不同氧化体系处理效果对比

    Figure 6.  Performance comparison of different oxidation systems under xenon lamp irradiation

    图 7  氙灯异相UV-Fenton体系Fe2+浓度比较

    Figure 7.  Comparison of Fe2+ concentration in heterogeneous UV-Fenton under xenon lamp irradiation.

    图 8  金卤灯照射下不同氧化体系处理效果对比

    Figure 8.  Performance comparison of different oxidation systems under metal halide lamp irradiation

    图 9  金卤灯异相UV-Fenton体系Fe2+浓度比较

    Figure 9.  Comparison of Fe2+ concentration in heterogeneous UV-Fenton under metal halide lamp irradiation.

    图 10  在不同体系中矿物催化剂的可重复利用性

    Figure 10.  Reusability of mineral catalysts of different systems.

  • [1] SAMSAMI S, MOHAMADI M, SARRAFZADE M H, et al. Recent advances in the treatment of dye-containing wastewater from textile industries: Overview and perspectives[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2020, 143: 138-163. doi: 10.1016/j.psep.2020.05.034
    [2] 杨明, 刘琪, 孙健, 等. 印染废水深度处理研究及应用进展[J]. 净水技术, 2020, 39(10): 109-115.
    [3] 陈佩佩, 张弘, 郑华, 等. UV-Fenton光催化法深度处理紫胶漂白废水[J]. 环境工程学报, 2017, 11(8): 4459-4466. doi: 10.12030/j.cjee.201607040
    [4] 曾佚浩, 陈运进, 卢耀斌, 等. 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
    [5] QU J F, CHE T H, SHI L B, et al. A novel magnetic silica supported spinel ferrites NiFe2O4 catalyst for heterogeneous Fenton-like oxidation of rhodamine B[J]. Chinese Chemical Letters, 2019, 30(6): 1198-1203. doi: 10.1016/j.cclet.2019.01.021
    [6] 黄一枭, 柏小龙, 黄晓文. UV/Fenton技术在腈纶废水中的应用研究[J]. 当代化工, 2020, 49(9): 1965-1968. doi: 10.3969/j.issn.1671-0460.2020.09.030
    [7] 邓东升, 汤志涛, 石寒松, 等. 黄铜矿催化异相类Fenton反应处理染料废水研究[J]. 金属矿山, 2016(11): 167-172. doi: 10.3969/j.issn.1001-1250.2016.11.035
    [8] 邵金秋, 温其谦, 阎秀兰, 等. 天然含铁矿物对砷的吸附效果及机制[J]. 环境科学, 2019, 40(9): 4072-4080.
    [9] 张俊涛. 天然含铁矿物激活过硫酸盐修复1, 1, 2-三氯乙烷污染的地下水[D]. 长沙: 湖南大学, 2018.
    [10] 荆王松, 王长智, 梅荣武, 等. 改性磁铁矿/H2O2非均相类Fenton体系催化降解橙黄Ⅱ的研究[J]. 浙江大学学报(理学版), 2018, 45(4): 461-467.
    [11] 陈莉荣, 成路姣, 谷振超, 等. 天然磁铁矿/UV/ S2O28对焦化废水中不同种类有机物的去除特性[J]. 化工学报, 2018, 69(12): 5292-5300.
    [12] 陆仁强. 纳米磁铁矿催化降解邻苯二甲酸二丁酯[J]. 环境科学与技术, 2018, 41(12): 49-55.
    [13] 郭炳煌. 限域亚铁赤铁矿吸附五氯苯酚及芬顿氧化去除亚甲基蓝的研究[D]. 武汉: 华中师范大学, 2019.
    [14] 徐淑英, 陈建新, 王琳, 等. 不同晶型铁氧化物Fenton和UV-Fenton降解橙Ⅱ的催化性能[J]. 安全与环境学报, 2017, 17(4): 1448-1453.
    [15] ANDREOZZI R, CAPRIO V. Oxidation of 3, 4-dihydroxybenzoic acid by means of hydrogen peroxide in aqueous goethite slurry[J]. Water Research, 2002, 36(11): 2761-2768. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00499-7
    [16] 王雅洁, 罗迎春. 光-针铁矿体系对水中As(Ⅲ)的去除[J]. 四川师范大学学报(自然科学版), 2020, 43(4): 528-535.
    [17] 曾令玉, 杨昌柱, 李双, 等. 黄铁矿光电类Fenton处理PNP废水[J]. 环境科学与技术, 2019, 42(9): 142-146.
    [18] CHE H, BAE S, LEE W. Degradation of trichloroethylene by Fenton reaction in pyrite suspension[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 185(2/3): 1355-1361.
    [19] KHATAEE A, GHOLAMI P, SHEYDAEI M. Heterogeneous Fenton process by natural pyrite for removal of a textile dye from water: Effect of parameters and intermediate identification[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2016, 58: 366-373. doi: 10.1016/j.jtice.2015.06.015
    [20] LI Y, LU A H, DING H G, et al. Microbial fuel cells using natural pyrrhotite as the cathodic heterogeneous Fenton catalyst towards the degradation of biorefractory organics in landfill leachate[J]. Electrochemistry Communications, 2010, 12(7): 944-947. doi: 10.1016/j.elecom.2010.04.027
    [21] 梁晓亮, 何宏平, 袁鹏, 等. 天然钒钛磁铁矿非均相Fenton法降解酸性橙Ⅱ的研究[J]. 矿物学报, 2010, 30(1): 40-48.
    [22] HE J, MA W H, HE J J, et al. Photooxidation of azo dye in aqueous disperisions of H2O2/α-FeOOH[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2002, 39(3): 211-220. doi: 10.1016/S0926-3373(02)00085-1
    [23] 禹兴海, 韩玉桂, 冯雷. 交联壳聚糖树脂负载Fe2+非均相UV/Fenton体系催化氧化降解苯酚研究[J]. 三峡环境与生态, 2011, 33(3): 1-4.
    [24] 王玉番, 鞠甜甜, 王永, 等. US/UV-Fenton体系处理不同工段的印染废水[J]. 环境工程学报, 2017, 11(5): 2754-2761. doi: 10.12030/j.cjee.201601225
    [25] 侯晓静. 异相Fenton体系铁循环调控及其污染物降解性能增强[D]. 武汉: 华中师范大学, 2018.
    [26] GUELOU E, BARRAULT J, FOURNIER J, et al. Active iron species in the catalytic wet peroxide oxidation of phenol over pillared clays containing iron[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2003, 44(1): 1-8. doi: 10.1016/S0926-3373(03)00003-1
    [27] 张钰, 顾彦, 杨慧, 等. 赤铁矿光助类Fenton降解有毒有机污染物[J]. 环境科学, 2012, 33(4): 1247-1251.
    [28] 陈芳艳, 倪建玲, 唐玉斌, 等. 非均相UV/Fenton氧化法降解水中六氯苯的研究[J]. 环境工程学报, 2008, 2(6): 765-770.
    [29] MUTHUVEL I, SWAMINATHAN M. Highly solar active Fe(Ⅲ) immobilized alumina for the degradation of acid violet 7[J]. Solar Energy Materials and Solar Cells, 2008, 92(8): 857-863. doi: 10.1016/j.solmat.2008.02.007
    [30] MAZTELLIER P, SULZBERGER B. Diuron degradation in irradiated, heterogeneous iron/oxalate systems: The rate-determining step[J]. Environmental Science and Technology, 2001, 35(16): 3314-3320. doi: 10.1021/es001324q
    [31] 刘婷. 非均相光芬顿体系的建立与内循环流化床反应器的研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2009.
    [32] 王勇, 李伟光, 宿程远, 等. 响应曲面法优化均相Fenton深度处理皮革废水[J]. 环境科学学报, 2012, 32(10): 2408-2414.
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-11-18
  • 录用日期:  2021-01-29
  • 刊出日期:  2021-05-10
陈婷, 赵琪, 陈泉源, 黄昭露, 卢钧, 姚远, 刘晓琛. 不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
引用本文: 陈婷, 赵琪, 陈泉源, 黄昭露, 卢钧, 姚远, 刘晓琛. 不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
CHEN Ting, ZHAO Qi, CHEN Quanyuan, HUANG Zhaolu, LU Jun, YAO Yuan, LIU Xiaochen. Advanced treatment of printing and dyeing wastewater by H2O2 catalyzed with natural iron minerals under different light source irridation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100
Citation: CHEN Ting, ZHAO Qi, CHEN Quanyuan, HUANG Zhaolu, LU Jun, YAO Yuan, LIU Xiaochen. Advanced treatment of printing and dyeing wastewater by H2O2 catalyzed with natural iron minerals under different light source irridation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1558-1566. doi: 10.12030/j.cjee.202011100

不同光源照射下天然含铁矿物催化H2O2深度处理印染废水效果对比

    通讯作者: 陈泉源(1962—),男,博士,教授。研究方向:废水处理等。E-mail:qychen@dhu.edu.cn
    作者简介: 陈婷(1997—),女,硕士研究生。研究方向:废水处理。E-mail:tingc15@163.com
  • 1. 东华大学环境科学与工程学院,上海 201620
  • 2. 上海污染控制与生态安全研究院,上海 200092
基金项目:
国家重点研究发展计划项目(2019YFC0408503);中央高校基本科研业务费(19D111321,20D111318)

摘要: 印染废水排放量大,成分复杂,含有苯胺或偶氮基团致癌物质,难以稳定达标排放。因此,寻求经济有效的深度处理方法,实现废水工业回用有较大意义。基于天然含铁矿物构建异相光Fenton氧化体系,以不同发射波长的高压汞灯、氙灯、金卤灯为光源,探究了异相光Fenton氧化体系对耗氧有机污染物(以COD计)的去除效果,并通过监测反应过程中铁离子浓度的变化,探讨了异相光Fenton氧化体系的催化机理。结果表明:紫外可见光能显著改善对废水的处理效果,在pH=3~7时,COD的去除率提高了40%左右,黄铜矿、磁铁矿、磁黄铁矿3种异相UV-Fenton体系对废水中COD的去除率分别达到了58.83%、54.07%和55.64%;3种天然矿物具有良好的稳定性,在重复使用5次之后,COD去除率仍保持在50%以上。以H2O2为氧化剂,不同体系的处理效果为磁黄铁矿>黄铜矿>磁铁矿>硫酸亚铁,低压汞灯>高压汞灯>金卤灯>氙灯。产生氧化物种·OH的途径有H2O2光解、Fe2+催化H2O2分解、催化剂表面Fe(II)催化H2O2分解、光致催化剂电荷分离和氧气二电子还原;当pH大于3时,铁离子均相催化作用几乎可以忽略不计,体系中·OH的产生以表面催化为主。

English Abstract

  • 印染废水成分复杂、排量大、色度高、碱度高、化学需氧量高、可生化性差,处理难度较大,常规生化处理很难实现稳定达标排放[1]。对印染废水生化出水采用吸附、催化臭氧氧化、芬顿/类芬顿氧化、光催化氧化、曝气生物滤池等方法进行深度处理,是印染废水处理的主要方法[2]

    芬顿/类芬顿氧化处理印染废水工艺在工业上应用较多。传统Fenton氧化在强酸条件下进行,存在Fe3+/Fe2+循环效率低、铁泥产生量大、H2O2利用率低等缺点[3-4]。用Fe3+代替Fe2+作为催化剂,则有机物降解速率降低。为减少反应过程中铁离子流失,异相光Fenton氧化技术备受关注,其采用固化铁离子催化剂,如天然含铁矿物、合成铁氧化物,或将铁离子负载于黏土、沸石、活性炭、Al2O3等载体表面[5-7]

    天然含铁矿物廉价易得,催化性能稳定,可以重复利用[8-9]。已报道作催化剂的含铁矿物主要有磁铁矿[10-12]、赤铁矿[13-14]、针铁矿[15-16]、黄铁矿[17-19]、磁黄铁矿[20]、钒钛磁铁矿[21]等。在光照条件下,通过光化学反应可以实现Fe3+/Fe2+循环和对部分有机物的光解,从而促进了H2O2分解产生·OH,提高了H2O2利用率,进而促使有机物快速、彻底被矿化[22]

    异相光Fenton体系分为异相UV-Fenton体系和异相可见光Fenton体系[23-25]。由于H2O2吸收波长小于320 nm才能产生·OH,故目前多采用中心波长为254 nm紫外灯光源。太阳光划分为紫外(100~400 nm)、可见(400~760 nm)和红外3个区段,其中,紫外光仅占3%~5%。在弱酸条件下,可见光照射铁离子的量子产率较低。因此,寻找太阳光利用率高的光催化材料,研究其在可见光下对异相Fenton体系的催化作用,可降低运行成本。

    GUELOU等[26]采用FeOOH催化剂,比较了烷基苯硫酸基酸在不同氧化体系中的降解效果,其在均相Fenton体系中降解率为38%,在异相Fenton体系中几乎无法降解,在引入紫外光后,FeOOH表现出催化活性。张钰等[27]以天然赤铁矿为催化剂,在可见光照射、pH=3、H2O2浓度1.5 mmol·L−1的条件下,罗丹明B可在180 min内完全脱色,2,4-二氯苯酚在24 h后降解率可达56%,溶出铁对氧化作用贡献较小,赤铁矿可稳定循环使用6次。

    陈芳艳等[28]的研究表明,在300 W高压汞灯照射和异相Fenton氧化的共同作用下,Fe/Al2O3/UV-Fenton体系在20 min时可使六氯苯的降解率达到94.5%。MUTHUVEL等[29]证实Fe(Ⅲ)-Al2O3催化剂在太阳光照射下,表面Fe3+会转变成Fe2+。MAZELLIER等[30]提出多相体系催化机理和铁循环机制,认为反应实质是均相Fenton氧化,但当溶出铁不足时,H2O2产·OH的过程以表面催化为主。刘婷[31]指出,催化剂表面Fe(III)光化学反应转变为Fe(II)是异相光Fenton反应的关键步骤之一,反应体系中·OH主要通过铁离子催化分解H2O2、H2O2直接光解及催化剂表面催化分解H2O2 3种途径生成。HE等[22]的研究表明,铁矿物催化剂具有多孔结构,除了吸收光子产生电子外,当H2O2被吸附到其表面时,会与催化剂表面上的电子空穴对结合反应产生·OH。

    本研究以黄铜矿(CuFeS2)、磁铁矿(Fe3O4)、磁黄铁矿(Fe1-xS) 3种天然含铁矿物作为催化剂,分别选用300 W高压汞灯、400 W氙灯、400 W金卤灯作为光源,以无光条件下异相类Fenton体系作为对照,考察了不同类型的光源对异相光Fenton体系催化氧化效果的影响,并重点比较了不同氧化体系中Fe2+溶出量和COD去除率的变化。

  • 实验所用废水为通州某印染废水集中处理厂水解酸化-活性污泥好氧处理出水。在190~900 nm内进行光谱扫描,没有发现特征吸收峰。因此,根据现场经验,采用478 nm波长处的吸光度值对废水的色度进行表征,具体水质参数如下:pH为9.40、COD为81.32 mg·L−1、UV254=1.12、UV478=0.023、盐分为1.85 g·L−1、Cl为227.80 mg·L−1SO24为729.60 mg·L−1

  • 实验所用天然矿物黄铜矿(CuFeS2)、磁铁矿(Fe3O4)、磁黄铁矿(Fe1-xS)均为工业品,所有矿物均过200目筛后备用,纯度在95%以上。X-射线衍射结果表明黄铜矿样品中含有少量黄铁矿杂质,Fe3O4样品中含有少量SiO2杂质,Fe1-xS样品中含有少量氟金云母杂质。

  • 实验过程中用到的主要仪器有紫外可见分光光度计(T6新世纪,北京普析通用仪器有限责任公司),光化学反应仪(BL-GHX-V型,上海比朗仪器有限公司)和恒温水浴摇床(COS-110X50,上海比朗仪器有限公司)。所用试剂均为分析纯。

  • 用氢氧化钠或硫酸调节废水pH,在250 mL石英试管中依次加入催化剂、废水和H2O2,放入光催化反应装置内,放有光源的石英冷阱置于中央。开启反应器,间隔一定时间用针筒取样,过滤测定铁离子浓度,用氢氧化钠将水样调至碱性,待H2O2没有残留后测定COD值,且计算COD的去除率。

    光催化实验的光源有汞灯、氙灯、金卤灯,其中氙灯用于太阳光环境模拟,金卤灯分别用于太阳光、可见光环境模拟。实验分别采用18 W低压汞灯、300 W高压汞灯、400 W氙灯、400 W金卤灯作为光源,通过滤光片控制入射光波长。低压汞灯发热量小,实验时置于单层石英冷阱中;高压汞灯、氙灯、金卤灯功率大,发热量大,实验时置于双层石英冷阱中,冷阱接入20 ℃恒温水进行循环冷却。

  • 采用重铬酸钾-微波消解法测定COD。采用邻菲罗啉分光光度法测定铁离子浓度。通过测定Fe2+和1,10-邻菲罗啉的络合物在510 nm处的吸光度值以计算Fe2+的浓度。

  • 在pH为4时,以天然矿物为催化剂的异相UV-Fenton体系对废水有较好的处理效果[7, 10]。以主要发射波长为18 W低压汞灯作为辐照光源,在H2O2浓度为9.80 mmol·L−1的条件下反应2 h,催化剂投加量对COD去除效果的影响见图1。由图1可见,COD去除率随着催化剂投加量的增加而缓慢上升。因此,确定催化剂CuFeS2最佳用量为1 g·L−1、Fe3O4和Fe1-xS的最佳用量为2 g·L−1、FeSO4的最佳用量为1 g·L−1

    当pH为4时,首先考察在无光条件下,3种矿物异相类Fenton氧化体系对废水中COD的去除效果,其COD去除率、Fe2+浓度随反应时间的变化见图2。由图2(a)可见,Fe1-xS和CuFeS2催化体系中的COD去除率高于Fe3O4催化体系,在反应6 h后,Fe1-xS、CuFeS2、Fe3O4异相类Fenton体系对废水中COD的去除率分别达到45.91%、45.64%和28.57%。由图2(b)可见,3种矿物异相类Fenton体系中Fe2+浓度随着反应时间缓慢上升,CuFeS2、Fe3O4催化体系中Fe2+浓度始终保持在较低水平(0.40 mg·L−1左右),Fe1-xS催化体系中溶出Fe2+较多,在反应至2 h和6 h后,Fe2+浓度分别为0.78 mg·L−1和1.09 mg·L−1。综上结果可知,3种异相类Fenton体系在反应过程中溶出的Fe2+均较低[32]

    在pH为4、反应2 h时,有光和无光条件下,各催化氧化体系对COD的去除效果见图3。由图3可见,异相类Fenton体系的去除效果较差,各异相催化体系中COD的去除率均未达到20%,以Fe3O4作为催化剂时,COD去除率仅有8.58%。在低压汞灯光照后,UV-Fenton体系对COD的去除率比Fenton氧化体系去除率提高了8%;与无光异相Fenton反应相比,异相UV-Fenton体系对COD的去除率提高了40%左右。3种异相UV-Fenton体系均使COD降至30 mg·L−1左右,去除效果依次为CuFeS2(58.83%)>Fe1-xS(55.64%)>Fe3O4(54.07%)。在单独H2O2氧化的条件下,COD的去除率几乎为0,而UV-H2O2体系对COD的去除率为34.09%。这表明单独的H2O2几乎不能降解废水中的耗氧有机物(以COD计),但在紫外光作用下,H2O2通过光解产生·OH,以实现对部分耗氧有机物(以COD计)的降解。

  • 高压汞灯具有发射光谱波长范围宽、紫外辐射强度高等优点。以300 W高压汞灯为光源,考察了高压汞灯异相UV-Fenton体系对COD的去除效果。由图4可见,在反应2 h后,CuFeS2、Fe3O4、Fe1-xS催化体系对COD去除率分别为47.71%、40.31%和38.92%,COD去除率随着反应时间均有小幅上升。在3种催化剂中,CuFeS2催化氧化体系对COD的去除效果最佳,在反应4 h后,COD去除率可达51.95%。

    在上述反应过程中Fe2+溶出量的变化见图5。由图5可见:在反应2 h后,各体系溶出的Fe2+很少;在反应4 h后,3种催化剂的Fe2+溶出量依次为Fe1-xS(3.00 mg·L−1)>CuFeS2(0.90 mg·L−1)>Fe3O4 (0.02 mg·L−1);溶出的Fe2+可与H2O2发生均相Fenton反应,但以矿物表面催化为主。

  • 以400 W氙灯作为光源,用滤光片滤掉波长400 nm以下的光,考察了模拟异相太阳光Fenton体系对废水中COD的去除效果,结果见图6。由图6可见,尽管氙灯发射光谱中紫外光强度较低,但有无滤光片对COD去除率的影响较大。与有滤光片相比,在无滤光片时CuFeS2、Fe1-xS催化体系对COD的去除率有所增加,这表明紫外光可在一定程度上提高H2O2的利用率。随着反应时间延长至6 h时,CuFeS2、Fe3O4、Fe1-xS催化体系对COD去除率有所提高,分别为35.28%、26.04%、40.05%。

    图7可见,CuFeS2、Fe3O4催化体系中Fe2+浓度较小(<1.1 mg·L−1),有无滤光片对体系中Fe2+浓度的影响不大。Fe1-xS催化体系在反应6 h后,Fe2+浓度减少,这说明溶出Fe2+与H2O2发生均相Fenton反应。当以氙灯作为光源时,Fe1-xS体系中同时存在均相和异相催化作用。但由于体系中Fe2+浓度低于1.1 mg·L−1,均相催化作用的贡献十分有限。因此,Fe1-xS、CuFeS2、Fe3O4表面铁物种起主要催化作用,最终催化效果依次为Fe1-xS>CuFeS2>Fe3O4

  • 以400 W金卤灯作为光源,考察了在可见光下异相光Fenton体系对废水中COD的去除效果,结果见图8。设置一组对照实验,用滤光片过滤掉波长400 nm以下的紫外光。由图8可见,在无滤光片时,随着反应的进行,各氧化体系COD去除率有所增加,在4 h后的处理效果依次为CuFeS2(45.90%)≈Fe1-xS(45.13%)>Fe3O4(42.55%)。在加滤光片后,滤光片可滤去波长400 nm以下的紫外光,而波长大于320 nm的光不能使H2O2分解产生·OH。以CuFeS2为催化剂时,反应2 h后COD去除率为24%左右,Fe1-xS、Fe3O4催化效果更差,与无光条件下的异相类Fenton氧化结果相似,这说明3种异相催化体系对可见光的响应较弱。

    图9可见,在有滤光片时,与CuFeS2、Fe3O4相比,Fe1-xS溶出Fe2+较多,反应4 h体系中Fe2+浓度为2.36 mg·L−1,COD去除率仅为19.63%;Fe3O4催化体系反应速率最慢,反应2 h后 COD去除率仅为3.58%。在不加滤光片反应4 h后,3种催化剂的Fe2+溶出量依次为Fe1-xS(3.75 mg·L−1)>CuFeS2(1.02 mg·L−1)>Fe3O4(0.03 mg·L−1),而COD的去除效果为CuFeS2≈Fe1-xS>Fe3O4,表明异相光Fenton体系以矿物表面催化为主。

  • 在低压汞灯照射下催化剂的循环使用对COD去除率的影响如图10所示。由图10可见,随着天然含铁矿物循环次数的增加,COD的去除率缓慢降低,但均保持在50%以上。这表明天然含铁矿物的光催化活性稳定,有效克服了均相UV-Fenton体系中催化剂无法重复利用的缺点,具有很好的应用价值。

  • 在pH为3~7时,CuFeS2、Fe3O4、Fe1-xS 3种矿物在光照6 h后,各体系中Fe2+溶出量均较小,H2O2浓度由9.8 mmol·L−1分别降低至3.22、3.76、2.38 mmol·L−1。这表明异相UV-Fenton体系中均相催化作用较弱,以矿物表面催化为主。在添加·OH的淬灭剂后,在低压汞灯照射下,在pH为4、CuFeS2、Fe3O4、Fe1-xS 3种矿物投加量分别为1、2、2 g·L−1、H2O2浓度为9.8 mmol·L−1的条件下,3种矿物对COD去除率分别由58.83%、55.64%和54.07%均降低到10%左右。这表明异相UV-Fenton体系·OH对有机物的氧化起主要作用。

    ·OH产生途径有H2O2光解、催化剂表面Fe(Ⅱ)催化H2O2分解、光致催化剂电荷分离和氧气二电子还原(式(1)~式(7)),其中FeIIsFeIIIs分别代表矿物表面的铁物种。

  • 1)在无光条件下,COD的去除率较低,在反应6 h后,对废水中COD的去除效果为Fe1-xS≈CuFeS2>Fe3O4,在3种体系中COD去除率分别为45.91%、45.64%和28.57%,此时,Fe1-xS体系中的Fe2+溶出量最多(1.09 mg·L−1),其他2个体系中的Fe2+浓度均约为0.40 mg·L−1

    2) COD去除率对不同光源、不同催化剂的响应不同。以低压汞灯作为光源时,反应2 h后COD去除率为CuFeS2(58.83%)>Fe1-xS(55.64%)>Fe3O4(54.07%);以高压汞灯作为光源时,反应4 h后的COD去除率为CuFeS2(51.89%)>Fe3O4(48.86%)>Fe1-xS(40.83%);以氙灯为光源时(无滤光片),反应6 h后的COD去除率为Fe1-xS(40.05%)>CuFeS2(35.28%)>Fe3O4(26.04%);以金卤灯为光源时(无滤光片),反应4 h后的COD去除率为CuFeS2(45.90%)≈Fe1-xS(45.00%)>Fe3O4(42.55%)。

    3)在3种天然矿物催化体系中,Fe1-xS、CuFeS2存在光腐蚀现象,在Fe1-xS体系中Fe2+溶出量最大;在以不同光源的异相光Fenton体系中,CuFeS2催化性能最为稳定,其次为Fe1-xS,均以表面催化作用为主。

    4) 4种光源对异相类Fenton体系的强化作用依次为低压汞灯>高压汞灯>金卤灯>氙灯。在汞灯照射下,反应速率快,氧化效果好;以金卤灯作为光源时,加滤光片前后反应体系处理效果变化较大,这说明矿物异相类Fenton体系对可见光响应较弱;以氙灯作为光源时,各催化体系反应速率慢,对COD的去除效果与无光条件下的异相类Fenton体系相似。

参考文献 (32)

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