-
氮氧化物(NOx)会导致光化学烟雾、酸雨、地面臭氧和细颗粒物等多种环境问题[1-2]。NOx的排放主要来自于固定源和移动源。在移动源排放中,柴油车对NOx排放贡献较大。传统NH3选择性催化还原(NH3-SCR)技术已被广泛用于NOx的去除,但其存在氨腐蚀、硫酸氢铵形成等诸多问题[3]。而柴油车尾气中除NOx外还含有大量碳氢化合物。与使用高成本NH3或尿素的NH3-SCR工艺相比,碳氢化合物选择性催化还原NOx(HC-SCR)工艺无需添加任何外源性还原剂,并且可同时去除尾气中的NOx和未燃烧的碳氢化合物[4-5]。因此,从经济、节能和安全的角度来看,HC-SCR是一种具有应用潜力的柴油车尾气控制技术[6-7]。
相较于CH4[8]、C3H8[9]和C2H6O[10],C3H6作为SCR还原剂的活性更高[11-13]。单一/复合金属氧化物及沸石基催化剂已受到广泛关注,如Sn[14-15]、In[16-17]、Co[18-19]、Cu[20-21]、Fe[22-23]等。过渡金属氧化物负载型催化剂具有较强的研究价值。然而,用于柴油车尾气的HC-SCR技术还存在诸多挑战,其中低温活性有待提高是其中之一。Cu基催化剂具有成本低和效率高的特点,其在SCR反应中具有明显低温优势[24-25]。Cu负载到Al2O3、Ti0.5Zr0.5O2-δ等载体表面后,在≤300 ℃条件下能实现NO向N2的转化[26-27]。Cu基催化剂的低温催化性能主要取决于催化剂表面Cu的价态和分散状态[28],而相比于低价Cu+和Cu0物质,Cu2+被证明是SCR的活性位点[29-31]。SHIMIZU等[32]发现Cu-铝酸盐催化剂表现出比Cu-ZSM-5更优的脱硝活性和水热稳定性,这是由于其中高度分散的Cu2+离子起到了作用。因此,通过调控催化剂表面Cu物质的分布以提高活性Cu含量是提升Cu基催化剂低温SCR性能的关键。助剂掺杂是一种催化剂改性的常用手段[33-34],In作为一种d10系主族金属元素,被广泛用作催化剂助剂,可调控活性位点的反应性能。KHARAT等[35]发现In的添加对三元CuO-ZnO-Al2O3催化剂结构和催化性能产生了影响,增加催化剂比表面积并减小CuOx晶粒尺寸可使催化剂在250 °C的活性得到显著提升。In3+离子具有较大离子半径,掺杂后可能导致Co3O4晶格结构变形,并形成氧空位,进而促进催化氧化反应进行[36];此外,掺杂In能改变载体[37]或负载物质的结构[38],使得其催化性能得以提升。尽管Cu基催化剂表现出一定的C3H6-SCR活性,但其低温NOx转化率还有待提升。而In2O3较弱的氧化性能可抑制碳氢化合物的过度燃烧,使更多碳氢化合物可用作还原剂,进而使得In/Al催化剂在高温区间表现出较高的NOx去除效率[39]。
基于此,本研究以γ-Al2O3为载体,采用浸渍法制备CuO-In2O3/γ-Al2O3催化剂用于C3H6-SCR反应,拟通过添加In来改善催化剂表面Cu物质的分布,以期提高Cu基催化剂的低温活性,再进一步通过X射线光电子谱(XPS)、氢气程序升温还原(H2-TPR)等表征方法,探明助剂In对Cu离子价态和反应中间产物的影响,以揭示C3H6-SCR的反应机理。本研究可为应用于柴油车尾气控制技术的低温SCR催化剂开发提供参考。
-
以γ-Al2O3为载体,通过浸渍法分别制备CuO-In2O3/γ-Al2O3、CuO/γ-Al2O3和In2O3/γ-Al2O3催化剂(记为Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al)。采用硝酸铜(0.228 g,Cu(NO3)2·3H2O,西亚化学工业有限公司)和硝酸铟(0.081 g,In(NO3)3·4H2O,麦克林生化科技有限公司)水溶液浸渍γ-Al2O3粉末(2.88 g),制备CuO-In2O3/γ-Al2O3催化剂。将混合后的溶液在室温下搅拌2 h,然后慢慢加热至80 °C,搅拌至糊状。最后,在110 °C下,将样品干燥12 h,并在600 ℃温度下煅烧5 h(升温速率为1 ℃·min−1)。其他催化剂的制备方法也类似。本研究所用的Cu-In/Al催化剂已在前期经过比例优化,按Cu、In最佳配比计算得到其负载量分别为:CuO负载量 (质量分数) 为2.5%;In2O3负载量 (质量分数) 为1.25%。
-
1) XRD。在Cu Kα辐射(λ=1.5418 Å)、2θ为10°~90°、扫描速率为8°·min−1的条件下,使用X射线衍射仪(Bruker, D8 ADVANCE X)测试样品的X射线衍射谱图(XRD),以确定催化剂组成。2) BET。在77 K下,采用物理吸附仪(Micromeritics, ASAP2020-M)进行N2吸附-解吸分析,以测定催化剂的比表面积(BET)。3) ICP。采用电感耦合等离子体发射光谱仪(Agilent ICP-OES 725-ES)对制备的催化剂进行元素含量分析。4) H2-TPR。为测试催化剂氧化还原性能,利用化学吸附分析仪(Micromeritics, ChemiSorb 2720 TPx)进行氢气程序升温还原(H2-TPR)实验。样品在Ar中400 ℃预处理1 h,然后冷却至30 ℃并切换至10%H2/Ar的反应气氛,流量为30 mL·min−1,以10 ℃·min−1的升温速率从30 °C升至800 ℃。5) XPS。通过光谱仪(Thermo Escalab 250-XI)进行X射线光电子能谱(XPS),分析催化剂表面元素价态,以Al Kα X射线为单色光源,并根据C1s峰(284.8 eV)校正各个元素的结合能。6) NO+O2-TPD。采用气体分析仪(Thermo Scientific Antaris IGS)进行NO+O2程序升温脱附(NO+O2-TPD)实验,以测定催化剂对NOx的吸附性能。先将100 mg样品在180 mL·min−1的N2中400 ℃预处理1 h,然后冷却至室温,通入混合气体 (NO 500×10−6+O2 5%) 吸附1 h;用N2吹扫后,程序升温至600 ℃进行脱附实验。7) in situ DRIFTS。在红外光谱仪(Nicolet iS50)上进行程序升温C3H6氧化反应和瞬态原位漫反射红外光谱(in situ DRIFTS)实验,以探明催化剂表面的反应机制。样品在500 ℃条件下充以N2预处理1 h,然后冷却至所需温度。在每个温度下采集背景光谱,并在相同温度下采集样品光谱。
-
C3H6-SCR的活性通过固定石英床连续反应器(内部直径6 mm)来测试。测试中使用150 mg催化剂,其粒径为40~60目,并以N2为平衡气。通入的气体组分及其体积分数为:C3H6 1 000×10−6、NO 500×10−6、O2 2%。通入气体的总流速为200 mL·min−1,气体空速为38 000 h−1。C3H6、NO、NO2、N2O等气体进出口浓度通过气体分析仪(Thermo Scientific, Antaris IGS)检测。NOx、C3H6的转化效率和N2选择性计算参考式 (1)~(3) 进行。
式中:
ηNOx 和ηC3H6 分别表示NOx和C3H6的转化效率,%;ψN2 表示N2的选择性,%;方括号为气体体积分数,以下标“in”和“out”分别区分进口和出口气体。 -
图1为Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al催化剂的XRD测试结果。3种催化剂均显示出载体γ-Al2O3的衍射峰(PDF#79-1558),但未观察到CuO或In2O3的晶相。这表明Cu、In类物质的结晶度低或呈现无定形状态,并且高度分散在γ-Al2O3载体上。3种催化剂的BET测试结果较为相似,其比表面积分别为:In/Al 154 m2·g−1、Cu-In/Al 146 m2·g−1和Cu/Al 145 m2·g−1。与纯载体γ-Al2O3(比表面积为160 m2·g−1)相比,低结晶度或无定形的CuOx和InOx负载到γ-Al2O3表面后,并未显著改变载体的孔结构,对催化剂的比表面积影响亦较小,但Cu、In在表面的高度分散也将为催化反应提供更多反应位点。
催化剂对NOx的吸附性能是SCR的重要参数。利用NO+O2-TPD考察了Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al催化剂表面NOx的吸附性能,以探讨NOx在催化剂表面的吸附强度,结果如图2所示。在低于200 ℃条件下,吸附的物质多为NO,主要来自于弱结合的亚硝酸盐(ad-NO2−)分解;而在高于300 ℃条件下,吸附的物质多为NO2,主要来自于硝酸盐(ad-NO3−)的分解[39-40]。值得注意的是,在掺杂In后,Cu-In/Al催化剂上NO脱附峰强度明显增加,这说明In的掺杂有助于催化剂表面形成更多的亚硝酸盐。NOx总吸附量(表1)表明,Cu-In/Al催化剂表现出了最大NOx吸附量。同时,相比于In/Al,Cu/Al和Cu-In/Al表面硝酸盐的脱附温度较低。这可能是由于Cu位点上的硝酸盐结合能力不强,更容易分解,并易与C3H6活化后的中间产物反应,进而提升了SCR反应活性。
-
为进一步探讨In对催化剂表面组成和氧化状态的影响,Cu/Al、In/Al和Cu-In/Al催化剂的XPS结果如图3所示。Cu-In/Al和Cu/Al催化剂的Cu 2p光谱由2p1/2、2p3/2和卫星峰(943-945 eV)组成。分峰结果表明,催化剂表面同时存在Cu2+和Cu+类物质[27,41-42]。添加In后,Cu-In/Al催化剂表面上Cu2+增多。推测Cu2+可能是丙烯分子的主要吸附位点[43],表面更多的Cu2+有利于C—H键断裂,从而促进了C3H6活化氧化反应,最终使得C3H6-SCR的性能提升。此外,相比于Cu/Al催化剂,Cu-In/Al催化剂表面Cu2+的峰向更高结合能偏移 (由934.5 eV转移至935.3 eV) 。这表明催化剂上存在电子转移,导致Cu位点的电荷密度较低、存在高价态Cu。这可能是由于Cu2+与In有较强的相互作用,从而有利于气态反应物的活化氧化。催化剂的O1s谱图如图3(b)所示。经分峰后,2个主要O1s峰分别归属于催化剂的表面化学吸附氧(记为Oα)和晶格氧(记为Oβ)[44]。定量计算结果表明,Cu-In/Al催化剂的Oα/(Oα+Oβ)比例明显高于Cu/Al。这说明掺杂In会提高Cu-In/Al催化剂上的化学吸附氧物质的含量。
采用H2-TPR进一步研究催化剂的氧化还原性能,结果如图4所示。Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al均显示出单一的H2还原峰,分别位于256、282和400 ℃温度下。Cu-In/Al和Cu/Al催化剂的峰主要归属于高度分散的Cu2+直接还原的金属Cu0[26,45],In/Al催化剂的宽峰主要归属于高度分散的In3+直接还原的金属In0[16,46]。相比Cu/Al和In/Al催化剂,Cu-In/Al催化剂的还原峰温度更低。这表明在CuIn位点的相互作用下,Cu2+表现出更强的氧化性。这与XPS中Cu-In/Al表面存在更高价态Cu类物质的结果相一致。在C3H6-SCR反应过程中,较强的氧化还原性能是催化剂展现出优异低温活性的原因之一。
-
Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al催化剂在200~600 ℃条件下的C3H6-SCR活性如图5所示。In/Al催化剂在超过450 ℃的高温下的NOx去除效率较高,而Cu/Al催化剂在250 ℃开始起活,并表现出低温SCR活性。在In掺杂后,Cu-In/Al催化剂不但保持Cu/Al催化剂的低温活性优势,且NOx转化率显著提高,在350 ℃达到62%的NOx转化率。常见一元或二元非贵金属氧化物催化剂仅有高温SCR活性,在C3H6-SCR低温范围内 (< 400 ℃) 活性较低。In2O3/Al2O3[39,46]、CuO/Al2O3[47]、Co3O4/Al2O3[17]、Ga2O3-Al2O3[48]在350 ℃时的NOx转化率仅为约30%,且催化剂的起活温度较高。而掺杂In后的In2O3-Co3O4/Al2O3[17]、In2O3-SnO2/Al2O3[49]、In2O3-Ga2O3-Al2O3[48]催化剂在350 ℃的NOx转化率依然不高。相比之下,Cu-In/Al催化剂具有更好的低温活性潜力,在350 ℃的活性表现值得进一步研究,这可能与Cu和In之间的相互作用有关。
值得注意的是,图5 (b) 表明Cu-In/Al和Cu/Al催化剂上C3H6转化性能显著优于In/Al催化剂,而Cu/Al在掺杂In的基础上C3H6转化率又略有提高。在350 ℃时,催化剂的C3H6转化率按由大到小排列,依次为Cu-In/Al(93%)>Cu/Al(62%)>In/Al(6%)。此外,在图5(c)和(d)中,Cu-In/Al和Cu/Al催化剂表现出相似的N2选择性及产物分布。这表明C3H6还原NO后的产物主要是N2和CO2。因此,催化剂表面的CuOx可能是C3H6活化和NOx还原的活性位点,而In在其中是作为助剂促进了C3H6的活化转化,并提高了催化剂的NOx转化效率。
-
为阐明反应中间体和C3H6-SCR机理,采用原位DRIFTS方法测定不同反应中间产物的形成和转化情况。图6表明,在350 ℃条件下, (NO+O2) 在催化剂表面预吸附后,主要以单齿硝酸盐(峰值为1 258 cm−1)和双齿硝酸盐(峰值为1 300和1 554 cm−1)的形式存在[50]。反应气体切换为 (C3H6+O2) 后,Cu-In/Al和Cu/Al催化剂表面的硝酸盐快速消失,并出现乙酸盐υas(COO)、υs(COO)的振动峰[47,51](1 587和1 459 cm−1)和甲酸盐δ(—CH3)的振动峰(1 378 cm−1)[52-53]。这说明吸附态硝酸盐能与气态C3H6或表面活化CxHyOz快速反应。当硝酸盐被完全消耗后,C3H6吸附活化后形成的甲酸盐和乙酸盐在催化剂表面逐渐积累。但在In/Al催化剂上,随着气态C3H6的持续通入,吸附态硝酸盐仍稳定存在,几乎未被消耗减少,且未观察到深度氧化生成的甲酸盐,仅有少量乙酸盐吸附在表面。
在Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al催化剂表面先进行C3H6的预吸附活化,然后再通入混合气体 (NO+O2) ,其原位红外结果如图7所示。在Cu-In/Al和Cu/Al催化剂表面,C3H6吸附活化后形成大量乙酸盐(1 587、1 580和1 459 cm−1)和甲酸盐(1 378 cm−1)。这说明C3H6在催化剂表面吸附,能被快速氧化活化生成CxHyOz类物质。另外,在Cu/Al催化剂上观察到明显的2 235 cm−1强峰。这个峰归属于L酸吸附的CO分子伸缩振动[54-55],表明了单独的CuOx位点会导致CxHyOz进一步氧化形成吸附的CO。这可能与其较低的NOx转化率相关。而在Cu-In/Al催化剂上2 235 cm−1处的峰较弱,可忽略,则表明掺杂In后,催化剂可抑制C3H6的过度氧化,更有利于C3H6活化形成乙酸盐或甲酸盐中间产物参与SCR反应。随着反应进一步进行,Cu基催化剂表面乙酸盐和甲酸盐逐渐被消耗,桥式硝酸盐(峰值为1 600 cm−1)和双齿硝酸盐(峰值为1 300和1 553 cm−1)出现并逐渐积累。这说明C3H6吸附活化后能与气态NO或吸附态硝酸盐反应。而对于In/Al催化剂 (图7(c)),C3H6在催化剂表面催化活化后,难以与气态NO反应,即使催化剂表面开始有硝酸盐形成,吸附态CxHyOz仍未减少。这表明2种吸附物质之间没有相互反应。这也是导致In/Al催化剂在350 ℃低温条件下C3H6-SCR性能差的主要原因。
为进一步确认催化剂表面的C3H6-SCR反应路径,同时通入C3H6、NO和O2时的原位红外谱图如图8所示。在Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al表面观察到桥式硝酸盐(峰值为1 600 cm−1)、双齿硝酸盐(峰值为1 300、1 550、1 555和1 568 cm−1)、硝基化合物(峰值为1 392 cm−1)、乙酸盐(峰值为1 587和1 459 cm−1)和甲酸盐(峰值为1 378 cm−1)等物质快速形成。结合图6和图7瞬态反应结果,C3H6和NO在催化剂表面会先形成吸附态中间产物,然后才能参与SCR反应,符合Langmuir-Hinshelwood (L-H)反应机制。在Cu-In/Al和Cu/Al催化剂上,吸附态硝酸盐仅存在于低温条件下,而In/Al催化剂上吸附态硝酸盐结合更强,这与NO-TPD结果一致。在350 ℃时,Cu-In/Al和Cu/Al表面上硝酸盐更活跃,更易于与吸附态CxHyOz反应,进而促进了SCR的低温活性。
-
NO+O2-TPD结果表明掺杂In提高了Cu-In/Al催化剂对亚硝酸盐的吸附量,但原位红外光谱中并未观察到明显的亚硝酸盐特征峰。这主要是由于在350 ℃时,亚硝酸盐已被氧化为硝酸盐。C3H6-SCR反应机理和原位实验结果表明,CuOx是Cu/Al和Cu-In/Al主要的活性位点,而L-H反应路径需要C3H6和NO同时在催化剂表面吸附活化。在350 ℃时,掺杂In对CuOx位点的NOx吸附及反应影响不大,NOx吸附性能的提高可能并不是In促进催化剂低温活性提升的主要原因。而In可能主要影响催化剂表面C3H6活化转化为中间产物甲/乙酸盐的过程。为了证明这一假设并深入探究In对C3H6-SCR过程的促进作用,采用了程序升温C3H6氧化与原位红外相结合的方法开展进一步研究。图9为混合气体 (1 000×10−6C3H6+2%O2+N2) 条件下,Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al表面的程序升温原位红外光谱。在3种催化剂表面,C3H6在低温条件下能迅速活化氧化形成丙烯酸酯(峰值为1 643 cm−1)。随着温度的升高,丙烯酸酯开始减少,出现了更稳定的乙酸盐(峰值为1 459和1 587 cm−1)和甲酸盐(峰值为1 378 cm−1),并在400 ℃下仍稳定存在。相比于In/Al催化剂,Cu基催化剂能大量形成具有更高氧化态碳的甲酸盐,这与瞬态原位红外结果一致。在Cu-In/Al催化剂上,乙酸盐和甲酸盐的出现温度更低(图10)。这表明掺杂In后,Cu-In/Al催化剂更容易将气态C3H6氧化转化为乙酸盐和甲酸盐,从而有利于其作为吸附态中间产物参与C3H6-SCR反应。这与Cu-In/Al催化剂氧化还原性能较强有关。
综上所述,In掺杂改变了Cu-In/Al催化剂表面Cu2+的分布,提高了催化剂表面高度分散的Cu2+比例,进而导致催化剂的氧化还原性能增强,并通过C3H6实现更快速地活化氧化,在低温下即实现C3H6-SCR快速反应。通过揭示甲/乙酸盐的快速形成对C3H6-SCR低温活性提升的促进机制,强调了C3H6快速吸附活化是促进C3H6-SCR低温活性的关键步骤,可为新型低温催化剂的设计和开发提供参考。
-
1)同时负载Cu、In的催化剂表现出较好的C3H6-SCR活性,并在350 ℃达到最佳NOx和C3H6转化率。这主要是由于添加In使得Cu/Al催化剂的Cu2+和表面活性氧比例提高,从而增强其氧化还原性能和NOx吸附性能。
2)在Cu-In/Al催化剂上,C3H6能被快速活化形成乙酸盐和甲酸盐,且积累形成大量硝酸盐。两类吸附态中间产物的快速反应可能是C3H6-SCR反应活性提高的原因。
3) In掺杂可调控C3H6活化速率。Cu-In/Al催化剂的低温活性潜能与C3H6快速活化有关。C3H6活化机制是调控C3H6-SCR低温活性的一种有效方法。
铟掺杂促进铜铝催化剂低温C3H6-SCR反应的机理
Reaction mechanism of enhanced activity for C3H6-SCR at low temperature by indium-doped on CuO/Al2O3 catalyst
-
摘要: CuO/Al2O3催化剂为低温SCR催化剂,在其表面添加In组分,并用于丙烯选择性催化还原(C3H6-SCR)氮氧化物(NOx)的研究。结果表明,负载CuIn的催化剂表现出最好的反应活性,在350 °C时NOx转化率可达到62%。XPS表征结果显示,同时负载In改变了Cu的化合价态和表面氧的分布,提高了催化剂表面Cu2+和化学吸附氧的比例。H2-TPR和NO+O2-TPD结果表明,同时负载CuIn能提高催化剂氧化还原性,也促进了NOx的吸附,催化剂表面生成大量的亚硝酸盐/硝酸盐。反应机理研究表明,C3H6-SCR过程沿着L-H反应路径进行,同时负载CuIn能促进C3H6的快速氧化,并有助于催化剂表面甲酸盐和乙酸盐的形成。因此,Cu2+和化学吸附氧比例的提高,会增强催化剂的氧化还原性能,从而加速甲/乙酸盐的形成,这可能是促进C3H6-SCR低温活性得以提高的主要原因。本研究可为应用于柴油车尾气控制技术的低温SCR催化剂开发提供参考。Abstract: CuO/Al2O3 catalyst was a low-temperature SCR catalyst. In this paper, In was added to the surface of CuO/Al2O3 catalyst and used for selective catalytic reduction of nitrogen oxides (NOx) by propylene (C3H6-SCR). The results showed that the catalyst supported with CuIn exhibited the best activity, with NOx conversion up to 62% at 350 °C. XPS characterization results showed that the loading of In changed the valence state of Cu and the distribution of oxygen on the surface, and increased the ratio of Cu2+ and chemisorbed oxygen on the catalyst surface. The results of H2-TPR and NO+O2-TPD showed that loading CuIn could improve the reducibility of the catalyst and promote the adsorption of NOx, and a large number of nitrite/nitrate species were formed on the catalyst surface. Studies of reaction mechanism showed that C3H6-SCR process followed L-H reaction mechanism. Doping CuIn promoted the rapid oxidation of C3H6 and contributed to the formation of formate and acetate on the catalyst surface. Therefore, the increase of the ratio of Cu2+ and chemisorbed oxygen would enhance redox performance of the catalyst and accelerate the rapid formation of formate/acetate, which might be the main reasons for the improvement of activity of C3H6-SCR in low temperature range. This study can provide reference for the development of low temperature SCR catalyst applied in diesel vehicle exhaust control technology.
-
Key words:
- copper-based catalyst /
- selective catalytic reduction /
- C3H6 /
- NOx /
- Al2O3
-
好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge,AGS)是一种特殊的生物膜结构[1],污水生物处理系统中的微生物在适宜的环境条件下互相聚集,最终能够形成颗粒污泥[2],具有传质条件好、抗冲击负荷和抗毒性能力强、活性高以及沉淀性好等优点[3]。自1997年,MORGENROTH[4]首次在实验室的SBR中培养出好氧颗粒污泥,且发现此类污泥具有较好的降解水中污染物的能力。此后,好氧颗粒污泥法便成为废水处理领域的研究热点。但随着研究的深入发现,好氧颗粒污泥稳定性不好,运行中易出现解体现象,存在一定的工艺难操控性[5],限制了好氧颗粒污泥技术的推广,亟待解决。
好氧颗粒污泥的培养过程受很多因素影响,如进水C/N比、有机负荷、接种污泥等都对好氧颗粒污泥的快速形成及颗粒性能具有重要影响[6-7]。其中进水中C/N比是影响微生物生长的重要因素,培养微生物所必需的碳源是构成微生物细胞含碳物质和供给微生物生长、繁殖及运动所需要的能量,而氮源是合成微生物体内蛋白质的主要原料。有些学者在研究C/N比对好氧颗粒污泥稳定性的影响时,较多采用的是在培养过程中随培养时间改变进水负荷的方法,如张睿[8]在实验中采用间隔10 d改变一次进水C/N比来观察C/N比对好氧颗粒污泥的影响,以及采用交替改变进水的C/N比来研究污泥的特性,如李亚峰等[9]通过交替改变进水C/N比的方式培养好氧颗粒污泥。
采用随时间改变进水C/N的方式培养好氧颗粒污泥的方法只能研究不同C/N比对不同颗粒污泥生长阶段的稳定性影响,而无法明确指出在整个污泥生长过程中C/N比对好氧颗粒污泥特性的影响。本研究采用气升式内循环反应器,在3个不同碳氮比条件下分别进行好氧颗粒污泥的培养,探讨了C/N比对好氧颗粒污泥物理性能和降解性能的影响,分析好氧颗粒污泥形成过程中胞外聚合物及其组分的变化,探讨其对维持好氧颗粒污泥稳定性的作用,为促进好氧颗粒污泥的工程应用奠定理论基础。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
磷酸氢二钾(K2HPO4)、七水合硫酸镁(MgSO4·7H2O)、无水氯化钙(CaCl2)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、七水合硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、葡萄糖、氯化铵(NH4Cl)、蛋白胨、牛肉膏均为分析纯;为保证提供微生物生长所需的必要物质,在废水中加入微量元素,微量元素组分为硼酸(H3BO4)、七水合硫酸锌(ZnSO4·7H2O)、七水合氯化锰(MnCl2·7H2O)、五水合硫酸铜(CuSO4·5H2O)、钼酸钠(MoNa2O4)、氯化镍(NiCl2)、六水合氯化钴(CoCl2·6H2O)、碘化钾(KI)。接种污泥取自哈尔滨市百威啤酒厂污水处理二沉池中的活性污泥,污泥基本性质如表1所示。
表 1 污泥的基本性质Table 1. Characteristics of sludgeMLSS/(mg·L−1) SVI/(mg·L−1) 粒径小于0.2 mm/% 污泥性状 5 290 177.6 99.8 絮状灰褐色 1.2 实验装置
实验采用自制式气升式内循环序批式反应器[10],实验装置见图1。反应器为双层有机玻璃柱构成,柱体体积为5.0 L,高径比(H/D)约为15,其中外部管经约为8 cm,高约120 cm,内部管径约6 cm,高约90 cm,出水口距底部40 cm,反应器的进水、曝气、沉降以及排水时间由PLC控制器进行控制,反应器采用外部水浴控温。
1.3 实验方法
本研究采用3个并列的反应器柱,分别为R1、R2和R3,实验连续运行60 d,反应器运行条件如表2所示。其中0~10 d时曝气时间为335 min,沉降时间为15 min;11~20 d时曝气时间为340 min,沉降时间为10 min;21~60 d时曝气时间为345 min,沉降时间为5 min。
表 2 SBAR主要运行参数Table 2. Main parameters of SBAR system进水时间/min 曝气时间/min 沉淀时间/min 排水时间/min 运行周期/h 表面气流速度/(m·s−1) 曝气量/(m3·h−1) 温度/℃ 5 335~345 5~15 5 6 2.4 0.32 30 1.4 分析方法
COD、
NH+4 -N、TP、MLSS、和SVI采用标准方法测定[11];颗粒污泥的粒径分布利用激光粒度分布仪测量;胞外聚合物(EPS)采用分光光度法;多糖采用硫酸-蒽酮法测定;蛋白质采用考马斯亮蓝G-250法测定。EPS 采用改良型热提取法提取。松散型胞外聚合物(LB-EPS)的提取:取40 mL泥水混合物,在4 ℃,2 100 r·min−1的条件下离心10 min,取上清液,经0.45 μm的微孔膜过滤,所得液体即为LB-EPS。紧密型胞外聚合物(TB-EPS)的提取:用生理盐水将提取过上清液的离心管中剩余泥水混合物补足至40 mL,再80 ℃恒温水浴60 min,冷却后在4 ℃,12 000 r·min−1的条件下离心10 min,取上清液经0.45 μm的微孔膜过滤,所得液体为TB-EPS[14]。
2. 结果与讨论
2.1 碳氮比对好氧颗粒污泥形成的影响
在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的MLSS和SVI值,结果见图2。从图2可以看出,R1在启动后的第17天,污泥颜色从接种时的黄褐色变为淡褐色,并且出现较小颗粒,此时反应器中存在较多絮状污泥,SVI值为49.8 mL·g−1。运行26 d后,R1中污泥颗粒不断增加,反应器中颗粒污泥占主体地位,其SVI值为38.27 mL·g−1。在运行至第35天后,R1中的颗粒略有解体现象,但在8 d之后又重新形成颗粒,至反应器运行结束为止。在整个运行期间MLSS最大值可达6 431 mg·L−1,SVI值可降到30.32 mL·g−1;R2和R3在运行到第17天时,反应器中都出现较多颗粒,SVI值分别为63.05 mL·g−1和76.2 mL·g−1;R2在运行至第26天时,反应器中基本没有絮状污泥,实现颗粒化,此时颗粒SVI值为42.79 mL·g−1,MLSS值为5 609 mg·L−1;反应器继续运行至第55天,SVI值最低降至16.98 mL·g−1;R3在运行至第43天时,SVI降至32.86 mL·g−1,且在运行过程中存在反应器内污泥浓度较低,MLSS值仅为3 347 mg·L−1,导致其对污染物的降解效果明显下降。
经分析可知,进水不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥的性状有较大区别,在C/N比为15时培养的好氧颗粒污泥的稳定性最好。其中R1(C/N=10)在运行阶段有形成颗粒,但是随着反应器的持续运行,出现颗粒大部分解体现象。造成这种现象的原因可能由于C/N比较低,丝状菌长势过度,导致颗粒粒径增大,结构松散,最终好氧颗粒污泥解体,这与赵霞等[12]在SBR中培养好氧颗粒污泥得到的结果一致。R2(C/N=15)在整个污泥培养的过程中颗粒运行稳定,未曾出现颗粒解体的现象。R3(C/N=25)在污泥培养过程中,由于C/N比值较高,氮源不足,菌体繁殖量少,不利于微生物的积累,导致反应器中污泥量较少,不利于对有机物的稳定去除。
2.2 碳氮比对颗粒污泥粒径的影响
在反应器运行过程中,采用激光粒度分布仪定期对颗粒粒径进行了检测,结果见图3。从图3可以看出,R1中的颗粒粒径大于0.2 mm颗粒分布呈先上升后下降再上升的趋势,颗粒经历解体再形成的过程。在第25天,粒径大于0.2 mm的颗粒占比为49.29%;且粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占37.89%;0.6~1.0 mm的颗粒占8.88%;1.0~2.0 mm的颗粒占2.52%。虽然R1形成颗粒,但是颗粒粒径较小,很容易解体成絮状污泥。而R2中颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒分布起初一直呈上升的趋势,后期趋于平稳。在第55天时大于0.2 mm的颗粒占比达到76.43%,且粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占比达到45.24%;0.6~1.0 mm的颗粒占17.56%;1.0~2.0 mm的颗粒占比为13.63%,在颗粒化后,R2反应器中的颗粒粒径主要在0.2~1.0 mm范围内。R3中的颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒开始呈增加趋势,在第25天时达到最大,占比为73.56%。粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占38.39%;0.6~1.0 mm的颗粒占19.32%;1.0~2.0 mm的颗粒占比为15.75%;在之后大于0.2 mm的颗粒略微下降,但依然保持50%以上。
由此可见,C/N比为15和25时,好氧颗粒污泥的粒径主要分布在0.2~1.0 mm的范围,R2中占比为62.8%,R3中占比为57.7%,颗粒分布较均匀。
2.3 碳氮比对有机物去除效果的影响
2.3.1 对COD去除率的影响
进水COD值为1 500 mg·L−1,在不同碳氮比情况下,R1、R2和R3的进出水COD值以及对COD的去除率见图4。由图4可知,在反应器运行初期,接种污泥中的微生物处于适应期,对COD的去除率有较大波动。运行13 d后,3个反应器中COD的去除率呈现上升趋势,在17 d后趋于平稳,R1由50%上升到83%;R2由44%上升到88%;R3由68%上升到89%。在运行到第35天时,由于R1内的好氧颗粒污泥出现解体,对COD的去除效果有所下降,但也保持在70%以上,随后经历颗粒再形成,对COD的去除率上升到80%以上,最高可达84%,但是运行到第51天时,R1对COD的去除率又下降到70%,之后到运行结束虽有提高,但是最高只达到77%;R2在经历污泥适应期后,对COD的去除率一直保持在80%以上,最高可达93%;R3在经历污泥适应期后,对COD的去除率达到最大值后略有下降,在此之后虽有波动,但是基本保持在80%以上。
由此可见,C/N比为15时好氧颗粒污泥对COD的去除率保持在80%以上,而且运行过程稳定,不存在颗粒解体现象。有研究表明[11],好氧颗粒污泥在C/N比从20降低至10的过程中对COD的去除率保持在87%,这与本研究的结果基本相符。
2.3.2 对TP去除率的影响
在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的TP去除率以及进出水内TP的浓度,结果见图5。从图5可以看出,在反应器运行初期,接种污泥中的微生物处于适应期,对TP的去除率有较大波动。在运行13 d后,R1、R2和R3中的TP去除率呈现上升趋势,在17 d后趋于平稳,R1中的TP去除率由44%上升到92%;R2由54%上升到92%;而R3在第21天后趋于平稳,对TP的去除率由69%上升到89%。其中,在R1在运行35 d后,反应器内好氧颗粒污泥部分解体,对TP的去除率由92%下降到65%,在第37天略微升高后又下降至53%,之后稳定在80%以上;R2对TP的去除率在经历适应期后迅速上升,在第15天之后趋于稳定,始终保持对TP的去除率在80%以上,最高可达91%;R3对TP的去除率在经历20 d左右的适应期后达到平稳,之后有所波动,但保持在80%以上。
C/N比为10的条件下由于出现颗粒解体现象,导致对TP去除效果在培养后期呈现较大波动;C/N比为15的条件下,好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定;C/N比为25的条件下培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果有波动,但也保持在80%以上。在本研究中,由于R1在运行过程中存在污泥解体现象,分析其原因可能是由于反应器内硝态氮的增多,抑制了释磷菌的活性,不利于释磷菌对磷的去除[13],因此,造成R1反应器对TP的去除率呈现较大程度的降低。分析可知,在C/N比为15的条件下培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定。
2.3.3 对
NH+4 -N去除率的影响在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的
NH+4 -N去除率,结果见图6。如图6所示,不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥对NH+4 -N的去除效果有显著差异。在污泥接种阶段,反应器内的污泥微生物处于适应阶段,R1、R2和R3对NH+4 -N的去除率有明显的先下降后上升再趋于平稳的趋势,其中R1对NH+4 -N的去除率由55%上升到70%,随后略有下降,在第40天时,去除率达到最低,为49%,之后R1对NH+4 -N的去除率始终保持在50%以上。在整个培养阶段,R1对NH+4 -N的去除率均达到49%以上,最高可达70%;R2在接种阶段对NH+4 -N的去除率有明显下降,之后在第9天后迅速回升,对NH+4 -N的去除率保持在70%左右,在第9天时达到最高值,为75%;R3对NH+4 -N的去除率由21%上升到42%,在之后略有下降,但仍保持在30%以上。不同碳氮比条件下培养的好氧颗粒污泥对
NH+4 -N的去除效果有较大影响,在C/N比为15时效果最好。造成这种显著差异的原因可能是由于在R1中的进水NH+4 -N含量要高于R2,而较高的氨氮负荷会抑制硝化菌和反硝化菌的活性,导致对NH+4 -N的去除效果下降,这也和刘宏波等[14]的研究结论相符,而R3中的进水NH+4 -N的含量过低,导致反应器内微生物量不足,无法对NH+4 -N进行有效的去除。2.4 碳氮比对好氧颗粒污泥中EPS的影响
在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的EPS及其组分变化,结果见图7。从图7中可以看出,在整个好氧颗粒污泥的培养阶段,R1和R3内的EPS总量呈先上升后下降再上升的趋势,R2内的EPS总量呈先迅速上升后缓慢上升的趋势。在污泥培养的前21 d,3个反应器内的EPS总量都呈快速上升的趋势,R1的EPS总量为96.88 mg·g−1;R2的EPS总量为87.89 mg·g−1;R3的EPS总量为108.37 mg·g−1,而这一时期颗粒污泥正处于快速形成期。但在第35天时,R1反应器内污泥的EPS总量由96.88 mg·g−1减少至86.56 mg·g−1,而后呈上升趋势,在第54天时EPS总量为112.17 mg·g−1;R2中颗粒污泥的EPS总量整体呈现缓慢上升的趋势,在第35天时由87.89 mg·g−1减少至82.66 mg·g−1,在43 d时增加至92.55 mg·g−1,在49 d时减少至86.45 mg·g−1,在54 d时增加至99.17 mg·g−1;R3中的EPS总量在21 d后呈快速减少的趋势,在第43天时由108.37 mg·g−1减少至60.58 mg·g−1,之后缓慢上升,在第54天时增加至95.89 mg·g−1。3个反应器内的EPS总量的变化趋势与好氧颗粒污泥的稳定状态一致。由此可知,在好氧颗粒污泥的培养过程中,碳氮比对好氧颗粒污泥中的EPS含量有较大影响,这与孙洪伟等[15]的研究结论一致,且EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系。
R1中的紧密型EPS含量由最初的30.12 mg·g−1增加至第54天的65.62 mg·g−1,随着运行时间呈逐渐增加的趋势,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的52.03 mg·g−1,随后在43 d时降低至39.72 mg·g−1,而后在第54天时增加至46.55 mg·g−1;R2中的紧密型EPS含量由30.12 mg·g−1增加至第43天的51.01 mg·g−1,在第49天减少至45.76 mg·g−1,而后在第54天又增加至54.20 mg·g−1,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的44.05 mg·g−1,在第35天时减少至39.60 mg·g−1,而后在第54天增加至44.97 mg·g−1;R3中的紧密型EPS由30.12 mg·g−1增加至第21天的54.79 mg·g−1,随后降低至第49天的30.61 mg·g−1,在第54天时增加至51.43 mg·g−1,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的53.58 mg·g−1,随后降低至49 d的29.97 mg·g−1,在第54天时增加至44.46 mg·g−1。经分析可知,在好氧颗粒污泥培养过程中,不同碳氮比的条件下紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大。
分析其变化趋势可知,在污泥培养的前21 d,3个反应器内的松散型EPS含量都呈快速增加的趋势,而在第35天时,R1中的松散型EPS含量迅速降低,随后在第49天时又缓慢增加,这一趋势与R1中的颗粒的粒径变化趋势相一致;R2中的松散型EPS含量在第35天增加至最大值后,呈相对稳定的趋势;R3中的松散型EPS的含量在第35天达到最大值,呈先降后升的趋势。可见,3个反应器中松散型EPS的变化均与其颗粒粒径的变化趋势相吻合,这与夏志红等[16]的研究结论相一致,这说明松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成,维持其稳定性上起到更重要的作用。
3. 结论
1)在C/N为10、15和25的条件下均能形成好氧颗粒污泥,其中,C/N比为15时污泥颗粒化效果最好,此时,好氧颗粒污泥粒径大于0.2 mm的颗粒占76.43%,SVI值为16.98 mL·g−1。
2)不同碳氮比对好氧颗粒污泥的降解性能均有所影响,在C/N为10时,对COD、
NH+4 -N和TP的最高去除率为84%、70%和92%;在C/N为15时,对COD、NH+4 -N和TP的最高去除率为93%、75%和91%;在C/N为25时,对COD、NH+4 -N和TP的最高去除率为95%、43%和92%,其中,C/N比为15时对有机物的去除效果最好。3)在好氧颗粒污泥培养过程中,EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系,而不同碳氮比的条件下紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大,其中松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成,维持其稳定性上起到更重要的作用。
-
表 1 Cu-In/Al、Cu/Al和In/Al催化剂的NOx吸附量
Table 1. The NOx adsorption capacity of Cu-In/Al, Cu/Al and In/Al catalysts
催化剂 NO吸附量/(μmol·g−1) NO2吸附量/(μmol·g−1) NOx吸附量/(μmol·g−1) Cu-In/Al 274.00 441.52 715.52 Cu/Al 86.74 528.61 615.35 In/Al 108.59 336.88 445.47 -
[1] IWAMOTO M, ZENYO T, HERNANDEZ A M, et al. Intermediate addition of reductant between an oxidation and a reduction catalyst for highly selective reduction of NO in excess oxygen[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 1998, 17: 259-266. doi: 10.1016/S0926-3373(98)00018-6 [2] CHANG H Z, QIN X, MA L, et al. Cu/SAPO-34 prepared by a facile ball milling method for enhanced catalytic performance in the selective catalytic reduction of NOx with NH3[J]. Physical Chemistry Chemical Physics, 2019, 21(39): 22113-22120. doi: 10.1039/C9CP04519H [3] 荆国华, 李俊华, 杨栋, 等. 固体超强酸和金属氧化物类催化剂上CH4-SCR还原NOx研究进展[J]. 环境工程学报, 2010, 4(7): 1441-1447. [4] HALPOTO A, KASHIF M, Su Y X, et al. Preparations and characterization on Fe based catalyst supported on coconut shell activated carbon CS(AC) and SCR of NOx-HC[J]. Catalysis Surveys from Asia, 2020, 24(2): 123-133. doi: 10.1007/s10563-020-09293-6 [5] ZHAO L, ZHANG Y, BI S N, et al. Metal-organic framework-derived CeO2–ZnO catalysts for C3H6-SCR of NO: an in situ DRIFTS study[J]. RSC Advances, 2019, 9(33): 19236-19242. doi: 10.1039/C9RA03103K [6] PAN H, GUO Y H, Bi H T. NOx adsorption and reduction with C3H6 over Fe/zeolite catalysts: effect of catalyst support[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 280: 66-73. doi: 10.1016/j.cej.2015.05.093 [7] YANG W, ZHANG R D, CHEN B H, et al. New aspects on the mechanism of C3H6 selective catalytic reduction of NO in the presence of O2 over LaFe1-x(Cu, Pd)xO3-delta perovskites[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(20): 11280-11288. [8] 林睿, 苏亚欣, 程江浩, 等. Fe/Ga2O3-Al2O3催化甲烷还原NO的性能[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1592-1604. doi: 10.12030/j.cjee.201908001 [9] ADAMOWSKA-TEYSSIER M, KRZTOŃ A, COSTA P D, et al. SCR NOx mechanistic study with a mixture of hydrocarbons representative of the exhaust gas from coal combustion over Rh/Ce0.62Zr0.38O2 catalyst[J]. Fuel, 2015, 150: 21-28. doi: 10.1016/j.fuel.2015.01.017 [10] WU Q, YU Y B, HE H. Mechanistic study of selective catalytic reduction of NOx with C2H5OH and CH3OCH3 over Ag/Al2O3 by in situ DRIFTS[J]. Chinese Journal of Catalysis, 2006, 27(11): 993-997. doi: 10.1016/S1872-2067(06)60052-1 [11] CAMPA M C, PIETROGIACOMI D, SCARFIELLO C, el al. CoOx and FeOx supported on ZrO2 for the simultaneous abatement of NOx and N2O with C3H6 in the presence of O2[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2019, 240: 367-372. doi: 10.1016/j.apcatb.2017.04.041 [12] 周皞, 苏亚欣, 邓文义, 等. 金属氧化物类催化剂上HC-SCR研究进展[J]. 环境科学与技术, 2016, 39(1): 93-100. [13] BURCH R, BREEN J P, MEUNIER F C. A review of the selective reduction of NOx with hydrocarbons under lean-burn conditions with non-zeolitic oxide and platinum group metal catalysts[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2002, 39: 283-303. doi: 10.1016/S0926-3373(02)00118-2 [14] LIU Z M, LI J H, HAO J M. Selective catalytic reduction of NOx with propene over SnO2/Al2O3 catalyst[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 165(2): 420-425. doi: 10.1016/j.cej.2010.09.009 [15] LIU Y Q, LAI Q, SUN Y, el al. SnO2/Al2O3 catalysts for selective reduction of NOx by propylene: on the promotional effects of plasma treatment in air atmosphere[J]. Catalysis Today, 2019, 337: 171-181. doi: 10.1016/j.cattod.2019.04.013 [16] PERDIGON-MELON J A, GERVASINI A, AUROUX A. Study of the influence of the In2O3 loading on γ-alumina for the development of de-NOx catalysts[J]. Journal of Catalysis, 2005, 234(2): 421-430. doi: 10.1016/j.jcat.2005.07.001 [17] LIU Z M, HAO J M, FU L X, el al. Activity enhancement of bimetallic Co-In/Al2O3 catalyst for the selective reduction of NO by propene[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2004, 48(1): 37-48. doi: 10.1016/j.apcatb.2003.09.005 [18] HE C H, PAULUS M, CHU W, et al. Selective catalytic reduction of NO by C3H8 over CoOx/Al2O3: An investigation of structure–activity relationships[J]. Catalysis Today, 2008, 131(1/2/3/4): 305-313. [19] CARLO G D, LIOTTA L F, PANTALEO G, et al. Alumina and alumina-baria supported cobalt catalysts for deNOx: Influence of the support and cobalt content on the catalytic performance[J]. Topics in Catalysis, 2009, 52(13/14/15/16/17/18/19/20): 1826-1831. [20] 王琪莹, 刘自力, 邹汉波, 等. 焙烧温度对层柱粘土催化剂Cu/Ti-PILCs催化丙烯还原NO反应的影响[J]. 环境工程学报, 2015, 9(11): 5527-5530. doi: 10.12030/j.cjee.20151163 [21] AMIN N A S, TAN E F, MANAN Z A. SCR of NOx by C3H6: Comparison between Cu/Cr/CeO2 and Cu/Ag/CeO2 catalysts[J]. Journal of Catalysis, 2004, 222(1): 100-106. doi: 10.1016/j.jcat.2003.10.005 [22] ZHOU H, GE M Y, WU S G, et al. Iron based monolithic catalysts supported on Al2O3, SiO2, and TiO2: A comparison for NO reduction with propane[J]. Fuel, 2018, 220: 330-338. doi: 10.1016/j.fuel.2018.01.077 [23] 袁旻昊, 钱文燕, 邓文义, 等. 铁修饰铝柱撑黏土催化剂(Fe/Al-PILC)的制备及其对C3H6-SCR活性的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(4): 1022-1032. doi: 10.12030/j.cjee.201911027 [24] ROY S, VISWANATH B, HEGDE M S, et al. Low-temperature selective catalytic reduction of NO with NH3 over Ti0.9M0.1O2-δ (M = Cr, Mn, Fe, Co, Cu)[J]. Journal of Physical Chemistry C, 2008, 112: 6002-6012. doi: 10.1021/jp7117086 [25] ZHANG R D, TEOH W Y, AMAL R, et al. Catalytic reduction of NO by CO over Cu/CexZr1−xO2 prepared by flame synt hesis[J]. Journal of Catalysis, 2010, 272(2): 210-219. doi: 10.1016/j.jcat.2010.04.001 [26] KUMAR P A, REDDY M P, JU L K, et al. Low temperature propylene SCR of NO by copper alumina catalyst[J]. Journal of Molecular Catalysis A:Chemical, 2008, 291(1/2): 66-74. [27] Liu J, Zhao Q D, LI X Y, et al. Structure sensitivity of selective catalytic reduction of NO with propylene over Cu-doped Ti0.5Zr0.5O2-catalysts[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2015, 165: 519-528. doi: 10.1016/j.apcatb.2014.10.038 [28] LU G, LI X Y, QU Z P, et al. Copper-ion exchanged Ti-pillared clays for selective catalytic reduction of NO by propylene[J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 168(3): 1128-1133. doi: 10.1016/j.cej.2011.01.095 [29] VALVERD J L, DELUCAS A, SÁNCHEZ P, et al. Cation exchanged and impregnated Ti-pillared clays for selective catalytic reduction of NOx by propylene[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2003, 43(1): 43-56. doi: 10.1016/S0926-3373(02)00274-6 [30] VALVERDE J L, DELUCAS A, DORADO F, et al. Study by in situ FTIR of the SCR of NO by propene on Cu2+ ion-exchanged Ti-PILC[J]. Journal of Molecular Catalysis A:Chemical, 2005, 230(1/2): 23-28. [31] DORADO F, ROMERO R, CRUZ J, et al. Selective catalytic reduction of NO by propene in the presence of oxygen and water over catalysts prepared by the modified sol–gel method[J]. Catalysis Communications 2007, 8(4): 736-740. [32] SHIMIZU K, KAWABATA H, MAESHIMA H, et al. Intermediates in the selective reduction of NO by propene over Cu-Al2O3 catalysts: Transient in-Situ FTIR study[J]. Journal of Physical Chemistry B, 2000, 104: 2885-2893. doi: 10.1021/jp9930705 [33] YADAV D, KAVAIYA A R, MOHAN D, et al. Low temperature selective catalytic reduction (SCR) of NOx emissions by Mn-doped Cu/Al2O3 catalysts[J]. Bulletin of Chemical Reaction Engineering & Catalysis, 2017, 12(3): 415-429. [34] PANAHI P N, SALARI D, NIAEI A, et al. NO reduction over nanostructure M-Cu/ZSM-5 (M: Cr, Mn, Co and Fe) bimetallic catalysts and optimization of catalyst preparation by RSM[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2013, 19(6): 1793-1799. doi: 10.1016/j.jiec.2013.02.022 [35] SADEGHINIA M, REZAEI M, KHARAT A N, et al. Effect of In2O3 on the structural properties and catalytic performance of the CuO/ZnO/Al2O3 catalyst in CO2 and CO hydrogenation to methanol[J]. Molecular Catalysis, 2020, 484: 110776. doi: 10.1016/j.mcat.2020.110776 [36] MA L, SEO C Y, CHEN X Y, et al. Indium-doped Co3O4 nanorods for catalytic oxidation of CO and C3H6 towards diesel exhaust[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2018, 222: 44-58. doi: 10.1016/j.apcatb.2017.10.001 [37] BERSANI D, LOTTICI P P, RANGEL G, et al. Micro-Raman study of indium doped zirconia obtained by sol–gel[J]. Journal of Non-Crystalline Solids, 2004, 345-346: 116-119. doi: 10.1016/j.jnoncrysol.2004.08.006 [38] SHENDE A G, GHUGAL S G, VIDYASAGAR D, et al. Magnetically separable indium doped ZnS NiFe2O4 heterostructure photocatalyst for mineralization of acid violet 7 dye[J]. Materials Chemistry and Physics, 2019, 221: 483-492. doi: 10.1016/j.matchemphys.2018.09.032 [39] LI J H, HAO J M, CUI X Y, et al. Influence of preparation methods of In2O3/Al2O3 catalyst on selective catalytic reduction of NO by propene in the presence of oxygen[J]. Catalysis Letters, 2005, 103(1/2): 75-82. [40] LI J H, HAO J M, FU L X, et al. Cooperation of Pt/Al2O3 and In/Al2O3 catalysts for NO reduction by propene in lean burn condition[J]. Applied Catalysis A:General, 2004, 265(1): 43-52. doi: 10.1016/j.apcata.2004.01.001 [41] HU S Y, XIAO W, YANG W W, et al. Molecular O2 activation over Cu(I)-mediated C identical with N bond for low-temperature CO oxidation[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2018, 10(20): 17167-17174. [42] LUO Z, CETEGEN S A, MIAO R, et al. Structure–property relationships of copper modified mesoporous TiO2 materials on alkyne homocoupling reactions[J]. Journal of Catalysis, 2016, 338: 94-103. doi: 10.1016/j.jcat.2016.03.009 [43] FANG Y R, LI L, YANG J, et al. Engineering the nucleophilic active oxygen species in CuTiOx for efficient low-temperature propene combustion[J]. Environment Science & Technology, 2020, 54(23): 15476-15488. [44] CHANG H Z, LI M G, LI Z G, et al. Design strategies of surface basicity for NO oxidation over a novel Sn–Co–O catalyst in the presence of H2O[J]. Catalysis Science & Technology, 2017, 7(10): 2057-2064. [45] AMANO F, SUZUKI S, YAMAMOTO T, et al. One-electron reducibility of isolated copper oxide on alumina for selective NO–CO reaction[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2006, 64(3/4): 282-289. [46] PARK P W, RAGLE C S, BOYER C L, et al. In2O3/Al2O3 Catalysts for NOx Reduction in Lean Condition[J]. Journal of Catalysis, 2002, 210(1): 97-105. doi: 10.1006/jcat.2002.3667 [47] HE H, ZHANG C B, YU Y B. A comparative study of Ag/Al2O3 and Cu/Al2O3 catalysts for the selective catalytic reduction of NO by C3H6[J]. Catalysis Today, 2004, 90: 191-197. doi: 10.1016/j.cattod.2004.04.026 [48] HANEDA M, KINTAICHI Y, HAMADA H. Promotional effect of H2O on the activity of In2O3-doped Ga2O3–Al2O3 for the selective reduction of nitrogen monoxide[J]. Catalysis Letters, 1998, 55: 47-55. doi: 10.1023/A:1019002105560 [49] CUI X Y, LI J H, HAO J M, et al. Enhancement of activity of SnO2-doped In2O3/Al2O3 catalyst for NO reduction with propene in the presence of H2O and SO2[J]. Chinese Chemical Letters, 2005, 16(11): 1535-1538. [50] HADJIIVANOV K. Identification of neutral and charged NxOy surface species by IR spectroscopy[J]. Catalysis Reviews, 2000, 42(1/2): 71-144. [51] TAMM S, INGELSTEN H H, PALMQVIST A E C. On the different roles of isocyanate and cyanide species in propene-SCR over silver/alumina[J]. Journal of Catalysis, 2008, 255(2): 304-312. doi: 10.1016/j.jcat.2008.02.019 [52] LIU Z M, OH K S, WOO S I. Promoting Effect of CeO2 on NOx reduction with Propene over SnO2/Al2O3 catalyst studied with in situ FT-IR spectroscopy[J]. Catalysis Letters, 2007, 120(1/2): 143-147. [53] NGUYEN L Q, SALIM C, HINODE H. Roles of nano-sized Au in the reduction of NOx by propene over Au/TiO2: An in situ DRIFTS study[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2010, 96(3/4): 299-306. [54] PIETRZYK P, DUJARDIN C, GÓRA-MAREK K, et al. Spectroscopic IR, EPR, and operando DRIFT insights into surface reaction pathways of selective reduction of NO by propene over the Co-BEA zeolite[J]. Physical Chemistry Chemical Physics, 2012, 14(7): 2203-15. doi: 10.1039/C1CP23038G [55] GÓRA-MAREK K, GIL B, DATKA J. Quantitative IR studies of the concentration of Co2+ and Co3+ sites in zeolites CoZSM-5 and CoFER[J]. Applied Catalysis A:General, 2009, 353(1): 117-122. doi: 10.1016/j.apcata.2008.10.034 -