-
随着合成化学工业的发展，水体中检出的各类微量有机污染物也日渐增多，包括不同种类的农药、内分泌干扰物、药物和个人护理品等。传统的饮用水和污水处理工艺通常无法有效去除这些微量污染物。基于紫外(UV)的高级氧化技术(UV/H2O2)是去除微量有机污染物的有效方法[1-2]，目前在国内饮用水厂和污水处理厂已有一定的应用。然而，常规UV光源(254 nm)下的高级氧化工艺依赖于化学氧化剂的投加来产生HO·等活性物种，这涉及到氧化剂的储存、运输以及残余药剂的去除等问题，增加了操作的复杂性和处理成本。真空紫外线(VUV)技术是近年来的一个研究热点。与常规UV高级氧化工艺相比，VUV/UV高级氧化的优点在于不需要化学氧化剂，水分子在VUV辐照下的光解就可以产生高浓度的HO·，是一种很有前景的绿色高级氧化技术。另一方面，由于VUV能量高，仅5 mm的水层即可使VUV辐射强度衰减约90%，因此产生的HO·也主要集中在灯管附近很薄的水层内。此时，HO·的利用率及相关影响因素决定了VUV/UV高级氧化技术的实际效率。在已有研究中，大量基于VUV/UV工艺的研究均是在序批式反应器内进行的，其中自由基可与目标污染物及背景物质充分接触反应。然而，实际应用中的VUV/UV反应器通常为过流式，这可能导致HO·在整个反应器内分布不均匀，表现出与序批式反应器不同的效果[3]。目前，在过流式条件下水中常见的背景物质对VUV/UV工艺降解微量污染物的影响研究还较少。此外，不同于常规高级氧化工艺，VUV光解水产生HO·的过程受到可吸收185 nm辐射的无机离子的显著影响，但对该蔽光效应的量化分析还比较缺乏。基于此，本研究探究了过流式VUV/UV反应器中氯离子(Cl–)、碳酸氢根离子(HCO3–)、硝酸盐(NO3–)和溶解性有机物(dissolved organic matter，DOM)对典型微量污染物阿特拉津(atrazine)降解的影响，并计算不同水质条件下VUV/UV工艺降解目标污染物所需的单位能耗。本研究可为VUV/UV技术在实际条件下的推广应用提供参考。
-
阿特拉津(ATZ)购于梯希爱(上海)化成工业发展有限公司，纯度大于98%。氯化钠、碳酸氢钠和硝酸钠购于国药集团化学试剂有限公司，均为分析纯。甲酸、乙腈购于西格玛-阿拉丁公司，纯度为色谱纯。用于配制溶解性有机物溶液的腐殖酸(HA)购于北京伊诺凯科技有限公司，纯度大于90%。目标污染物ATZ的初始浓度固定为2.5 μmol·L−1，考察的Cl–和HCO3–浓度设置为1.0、2.5和5.0 mmol·L−1，NO3–浓度设置为10.0和20.0 mg·L−1(以氮计)，DOM浓度设置为1.0、5.0和10.0 mg·L−1(以碳计)。反应溶液均用去离子水配制。
-
污染物的降解实验在高为450 mm、内径为50 mm、有效体积为750 mL的管式反应器中进行。反应器竖直放置，中心固定一根长为436 mm、外径为20.5 mm、功率为21 W的VUV/UV灯(GCL436T5VH/4，莱劭思，美国)。整个反应装置示意图如图1。
在进行辐照实验前，至少提前10 min开启VUV/UV灯，使其输出达到稳定，并同时在反应器内循环冷却水以防灯管发热影响输出功率。进水箱中的反应溶液通过蠕动泵与反应器下端的进水口相连，进水模式为过流式，即溶液只通过1次反应器后从上端出口流出，在此处取样，进行后续分析。通过控制蠕动泵的转速来改变进入反应器的流量(1.5~9.0 L·min−1)，进而改变每次进水在反应器内的水力停留时间(HRT)(5~30 s)以及接受的UV辐射剂量(70.5~423 mJ·cm−2)。每次调整流量后先将反应器内的溶液排空，再进行新流量下的降解实验。在每个进水流量下，将该流量所对应的HRT认定为溶液通过反应器时所接收辐照的时间。实验温度控制在室温(25±2 ℃)。以2 μmol·L−1的ATZ为感光剂在同型号的UV灯(GCL436T5L/4，莱劭思，美国)下直接光解，确定反应器内的平均UV强度为14.1 mW·cm−2。
-
目标污染物ATZ的浓度由装有C18色谱柱(安捷伦，150 mm×2.1 mm，3 μm，美国)的高效液相色谱HPLC(安捷伦，1200系列，美国)来测定，测定条件如下：流动相由乙腈和0.2%甲酸水组成(体积比为75:25)，流速为0.8 mL·min−1，柱温为40 ℃，检测波长为234 nm，进样体积为50 μL。NO3–和NO2–的浓度用哈希试剂测定(方法编号分别为10020和10019) 。DOM的浓度用TOC分析仪(岛津，TOC-VCPH，日本)测定。pH由pH计(赛多利斯，PB-10，德国)测定。
-
水和不同溶质对185 nm VUV有不同的吸收能力，根据式(1)可以计算水和溶质对VUV光子的吸收比例。
式中：fi为物质对185 nm VUV光子的吸收比例；ai为物质i在185 nm处的单位吸光度，cm−1；εi为物质在185 nm处的摩尔吸收系数，L·(mol·cm)−1；Ci为物质的浓度，mol·L−1；atotal为水中所有物质在185 nm处的单位吸光度，cm−1。
-
过流式VUV/UV反应器中Cl–浓度对ATZ降解的影响结果如图2所示。由图2可见，水中Cl–的存在可抑制VUV/UV工艺对ATZ的降解，且Cl–浓度越高，对ATZ降解抑制程度越高。当辐照时间为30 s时，在Cl–浓度为1.0、2.5和5.0 mmol·L−1的溶液中，ATZ的去除率由空白组中的57%分别降至42%、39%和33%(图2(a))。对各Cl–浓度下不同辐照时间时ATZ的降解率进行拟一级反应动力学拟合，发现拟合程度较好(R2 > 0.96)。拟一级降解速率常数kapp,VUV/UV从空白组中的0.029 4 s−1分别降低至0.021 5、0.017 7和0.015 0 s−1；而ATZ在UV下发生直接光降解的速率常数kapp,UV为0.012 5 s−1。这表明1.0、2.5和5.0 mmol·L−1 Cl–对VUV贡献的ATZ降解速率常数kapp,VUV(即kapp,VUV/UV–kapp,UV)的抑制程度分别为47%、69%和85%。
Cl–对ATZ降解的抑制可归因于以下2点。一方面，Cl–在185 nm处的摩尔吸收系数较大(ε=3 500 L·(mol·cm−1))[4]，根据式(1)计算可得1.0、2.5和5.0 mmol·L−1的Cl–在185 nm处的单位吸光度分别为3.5、8.8和17.5 cm−1，而水的单位吸光度为1.8 cm−1(25 ℃)[5]。这表明，当水溶液中含有1.0、2.5和5.0 mmol·L−1的Cl–时，VUV/UV发出的185 nm处VUV光子分别只有34%、17%和9%被水吸收(图2(b))，VUV光解水产生的HO·浓度相对于空白组中的浓度显著降低，这是导致ATZ降解受到抑制的主要原因。另一方面，Cl–在VUV辐照下会产生Cl·(式(2))，而Cl·又会与Cl–快速反应生成Cl2–·(式(3))，Cl·氧化性强，而Cl2–·氧化性较弱，二者与ATZ的二级反应速率常数分别为6.9×109 L·(mol·s)−1和1.0×107 L (mol·s)−1 [6]，Cl·与ATZ的反应活性甚至超过HO·与ATZ的反应活性(后者的二级反应速率常数2.3×109 L (mol·s)−1 [7]，表明ATZ可能会因被Cl·氧化而降解。由图2(b)可见，水溶液中Cl–存在时由VUV贡献的ATZ降解速率常数kapp,VUV的下降程度低于VUV光子被Cl–吸收的比例(如5.0 mmol·L−1时的85% vs.空白组的91%)，说明Cl–在VUV辐射下产生的活性氯自由基(Cl·、Cl2–·等)确实在ATZ降解过程中发挥了作用。需要注意的是，虽然Cl–可能会与水中的HO·结合生成ClHO–·，但这个反应是可逆的，且逆反应速率高于正反应速率(式(4))，所以二者的结合产物ClHO–·在产生后会立即解离而再次生成HO·，因此Cl–对HO·的影响可以忽略[8-12]。本研究中VUV/UV辐照下Cl–对ATZ降解的抑制程度要略高于YANG等在细管流反应器内得到的结果[13]，表明反应器内的流态对降解可能也有一定的影响。总体而言，Cl–对VUV/UV工艺降解水中微量污染物的影响程度主要取决于污染物自身特性。当目标污染物的UV直接光解速率低且与活性氯自由基反应慢时，Cl–对VUV光子的竞争可能导致污染物(如三氯乙基磷酸酯[14])降解速率超过90%以上的降幅。而当目标污染物与活性氯自由基的反应速率快且超过其与HO·的反应速率时，Cl–在VUV辐射下产生的活性氯自由基会促进污染物(如尿素[15])的降解。
-
过流式VUV/UV反应器中HCO3–浓度对ATZ的降解影响结果如图3所示。与上述Cl–存在时的结果类似，当水中HCO3–浓度较高时，ATZ的降解受到了明显的抑制。当HCO3–浓度为1.0、2.5和5.0 mmol·L−1、辐照时间为30 s时，ATZ的去除率分别为49%、35%和29%(图3(a))。对上述各HCO3–浓度下不同辐照时间的降解数据进行拟一级动力学拟合，得到的降解速率常数kapp,VUV/UV分别为0.024 0、0.014 8和0.011 5 s−1 (R2 > 0.98)。
HCO3–对VUV/UV辐照下ATZ降解的影响可从蔽光效应和自由基反应两个方面解释。HCO3–在185 nm处的摩尔吸光系数(ε = 290 L·(mol·cm)−1)[4]远低于Cl–，相应地，1.0、2.5和5.0 mmol·L−1的HCO3–在185 nm处的单位吸光度分别为0.29、0.73和1.45 cm−1，会分别吸收14%、29%和45%的VUV光子(图3(b))，导致水分子在VUV辐射下产生HO·的途径受到抑制。但不同于Cl–存在的情况，高浓度(如5.0 mmol·L−1)HCO3–对VUV光子的竞争吸收程度远小于其对VUV贡献的ATZ降解的抑制程度(分别为45%和100%)，表明此时HCO3–对HO·的清除作用不可忽略。事实上，HCO3–对HO·的二级反应速率常数为8.5×106 L·(mol·s)−1，当HCO3–浓度为1.0、2.5和5.0 mmol·L−1时，HCO3–对HO·的消耗速率为8.5×103、2.1×104和4.3×104 s−1，分别为ATZ对HO·消耗速率(5.8×103 s−1)的1.5、3.7和7.4倍。这表明当HCO3–浓度较低(如1.0 mmol·L−1)时，ATZ降解速率的降低可以主要用HCO3–对VUV的蔽光效应来解释；而当HCO3–浓度较高(如5.0 mmol·L−1以上)时，除了蔽光效应外，HCO3–对HO·较强的清除作用也是导致ATZ降解速率显著降低的重要原因。5.0 mmol·L−1的HCO3–可以完全抑制由VUV贡献的ATZ降解，此时ATZ只有在UV下的直接光降解途径。虽然HCO3–在VUV辐射下以及在清除HO·的过程中会产生新自由基CO3–·(式(5))，但CO3–·与ATZ的二级反应速率常数为4.0×106 L·(mol·s)−1 [16]，与HO·的相比低了1 000倍以上，因此CO3–·与ATZ的反应在该体系中可以忽略。此外，水体碱度的增加也会带来pH的升高。当HCO3–的浓度分别为1.0、2.5和5.0 mmol·L−1时，溶液的pH分别为7.8、8.2和8.5，而HO·的氧化还原电位在高pH条件下有所下降[17]，这也是导致ATZ降解速率降低的原因之一。本研究中HCO3–对VUV/UV工艺降解ATZ的影响程度同样高于YANG等在细管流反应器中的结果[13]，但HCO3–对不同种类的微量有机污染物的降解均体现出明显的抑制效果，究其原因在于CO3–·与大部分的目标污染物的反应活性都偏低[18]，难以表现出其额外的氧化作用。
-
在过流式VUV/UV反应器中，NO3–浓度对ATZ的降解影响结果如图4所示。NO3–同样可抑制ATZ的降解。当辐照时间为30 s、NO3–为10 mg·L−1和20 mg·L−1时，ATZ的降解率从空白组中的57%分别降至42%和40%(图4(a))。对上述2个浓度(10 mg·L−1和20 mg·L−1)下不同辐照时间的降解率进行拟一级动力学拟合，得到的降解速率常数kapp,VUV/UV从空白组中的0.029 4 s−1分别降低至0.021 1 s−1和0.019 0 s−1 (R2>0.95)。
NO3–在VUV辐照下对ATZ降解的影响归因于一下几点。首先，NO3–在185 nm处的摩尔吸光系数(ε = 480 0 L·(mol·cm)−1)[4]高于Cl–，10 mg·L−1和20 mg·L−1 NO3–对VUV光子的吸收比例分别为66%和79%(图4(b))，高于相应条件下VUV贡献的ATZ降解速率常数kapp,VUV的下降程度(分别为49%和62%)，说明ATZ除了被VUV辐照水分子产生的HO·氧化外还存在其他的降解途径。事实上，NO3–在UV辐照下可以产生NO2·和HO·(式(6))，但该反应在254 nm辐照下的量子产率较小，而在185 nm辐照下的量子产率较大，所以VUV辐照下NO3–产生的NO2·和HO·会在一定程度上补充水中氧化性自由基。已有研究[19-20]表明，UV高级氧化过程中NO3–的存在可能会促进水中目标污染物的降解，其原因同样在于NO3–在低波长(< 240 nm)辐照下产生了氧化性自由基。本研究中NO3–对VUV/UV辐照下ATZ降解的抑制程度低于YANG等的研究结果[13]，其原因主要在于后者采用的NO3–浓度更高。
另一方面，VUV辐照水分子除了产生HO·外，还会同时产生还原性物种如水合电子eaq–，进而将NO3–还原为NO2–。另外，NO3–的直接VUV光解也会产生NO2–(式(7))。但NO2–在产生的同时又能被HO·快速氧化为NO3–(式(8))。因此在探究NO3–影响ATZ降解的过程中，监测了NO3–和NO2–的浓度变化。由图5可见，反应溶液中NO2–的浓度随辐照时间的延长而线性增加。10.0 mg·L−1 NO3–在VUV/UV辐照30 s后，NO2–浓度从反应起始的0.008 mg·L−1升高至0.040 mg·L−1，净生成量为0.032 mg·L−1；而20.0 mg·L−1的NO3–在相同的辐照条件下，NO2–浓度从反应起始的0.010 mg·L−1升高至0.047 mg·L−1，净生成量为0.037 mg·L−1。而NO3–的浓度基本没有发生变化，10.0 mg·L−1和20.0 mg·L−1 NO3–在被VUV/UV辐照30 s (相应的UV剂量为423 mJ·cm−2)后，两者的浓度均只降低了0.1 mg·L−1。这一结果表明在NO3–浓度为10.0 mg·L−1和20.0 mg·L−1时，NO2–生成速率的限制因素并不是NO3–的浓度，而可能是反应体系中还原性物种和氧化性物种的浓度。溶液中的eaq–可以和溶解氧快速发生反应被清除，HO·则容易将NO2–氧化为NO3–。这两方面原因共同导致在上述反应条件下NO2–的生成量不高。本研究中NO2–的生成量要显著低于HAN等在平行光束仪下反应皿中得到的结果[21]，说明实际反应器内溶液的流态可能会加快NO2–向NO3–的转化。亚硝酸盐是一种致癌物，在多国的饮用水标准中都有明确的限值。例如，我国饮用水标准中规定NO2–浓度不得超过1.0 mg·L−1(以N计)，而在欧盟的标准中，这一限值更低至0.1 mg·L−1(以N计)。本实验中选用的NO3–浓度为我国饮用水标准中规定的NO3–上限。实验结果表明，将VUV/UV作为饮用水深度处理工艺以去除水中微量有机污染物时，在UV剂量为400 mJ·cm−2左右时，生成的NO2–不会有超标的风险。
-
在过流式VUV/UV反应器中，DOM浓度对ATZ降解的影响结果如图6所示。与空白组相比，DOM浓度为1.0 mg·L−1时，对ATZ的降解几乎没有影响，而当DOM浓度增大至5.0和10.0 mg·L−1时，ATZ的降解明显受到抑制。且DOM浓度越高，ATZ降解被抑制的程度越大。VUV/UV辐照30 s，在1.0、5.0和10.0 mg·L−1 DOM的影响下，ATZ的去除率分别为53%、39%和35%(图6(a))。对上述3个DOM浓度不同HRT时的降解数据进行拟一级动力学拟合，得到的降解速率常数kapp,VUV/UV分别为0.027 6、0.018 7和0.014 8 s−1(R2 > 0.96)。
DOM对VUV/UV工艺降解微量有机污染物的影响也有多条途径的参与。首先是蔽光效应，DOM成分(如腐殖酸、黄腐酸等)中通常含有大量的共轭和芳香结构，在254 nm波长下通常具有较高的吸光度，本研究中测得1.0、5.0和10.0 mg·L−1 DOM溶液对UV(254 nm)的单位吸光度分别为0.022、0.073和0.109 cm−1。溶液吸光度的增大会导致反应器内的平均UV强度降低，因此，引入水介质因子FW(式(9))对具有一定吸光能力的溶液所接收的平均UV强度进行校正(式(10))。在DOM为1.0、5.0和10.0 mg·L−1时，溶液的平均UV强度分别降低至空白组的97%、92%和88%，这会导致ATZ的UV直接光降解速率常数kapp,UV降低。而DOM在185 nm处的单位吸光度要高于其在254 nm处的单位吸光度，有文献报道作为DOM标准物质的SRNOM在185 nm处的摩尔吸光系数为1402 L·(mol·cm)−1(25 ℃)[22]，即0.117 L·mg−1·cm−1。参考该数值，本研究中1.0、5.0和10.0 mg·L−1的DOM在185 nm下的单位吸光度分别为0.117、0.585和1.170 cm−1，分别可以竞争吸收6%、25%和39%的VUV光子(图6(b))，因此VUV光解水产生的HO·浓度降低。值得一提的是，部分DOM在UV辐照下可以转变为激发态DOM*，并同时产生单线态氧1O2等活性物种[23-24]，可能会促进目标污染物的降解[25-26]。本研究中DOM浓度为1.0 mg·L−1时，ATZ的降解并未受到抑制，可能与DOM在UV辐照下激发产生上述活性氧化物种的促进作用有关。而另一方面，DOM是一种反应容量极大的HO·清除剂，其二级反应速率常数一般在104 L·(mg·s)−1级别[27-28]，具体数值与DOM的结构及组成有关。因此DOM的存在会使得溶液中HO·浓度降低，从而导致ATZ被HO·氧化降解的途径受到一定程度的抑制。
式中：A为实际水样在254 nm处的吸光度；Eavg为高透光率溶液条件下反应器内的平均UV强度，mW·cm−2；E'avg为实际水样条件下反应器内的平均UV强度，mW·cm−2。
-
采用目标污染物降解90%所需的电能(EEO，kWh·m−3)对VUV/UV工艺在不同水质条件下的能耗进行评估，其计算公式如式(11)所示，计算结果如表1所示。
式中：P表示紫外灯的输出功率，kW；Q表示进水溶液的体积流速，m3·h−1；kapp表示目标污染物的降解速率常数，s−1；V表示反应器有效辐照体积，L。
在空白组中，单独UV辐照下ATZ降解的速率常数为0.012 5 s−1，计算得到相应的EEO为1.43 kWh·m−3，而在VUV/UV辐照下ATZ降解的速率常数提高至0.029 4 s−1，相应的EEO降低至0.61 kWh·m−3。计算可知UV和VUV对ATZ降解的贡献率分别为43%和57%。由表1可见，VUV/UV辐照下，5.0 mmol·L−1 HCO3–对ATZ降解效率的影响最大，具体而言，5.0 mmol·L−1 HCO3–对HO·较强的清除作用使得VUV对ATZ降解的贡献几乎可以忽略不计，如ATZ在5.0 mmol·L−1 HCO3–的背景下降解的EEO为1.56 kWh·m−3，与ATZ在单独UV辐照下降解的EEO相当。Cl–和DOM也会显著影响VUV/UV工艺降解ATZ的效率，在5.0 mmol·L−1 Cl–和10.0 mg·L−1 DOM的背景下，ATZ降解的EEO分别升高至1.19 kWh·m−3和1.21 kWh·m−3，与ATZ在空白组中降解的EEO相比，增加了95%和98%。我国生活饮用水卫生标准(GB 5749-2022)中规定的氯离子、硝酸盐和总有机碳的质量浓度上限分别为250(即7.0 mmol·L−1)、20和5.0 mg·L−1。上述3个上限条件中，硝酸盐的影响最弱，在20 mg·L−1 NO3–的背景下，ATZ降解的EEO为0.94 kWh·m−3，与空白组中的EEO相比增加了54%。我国北方地区水源水中的无机离子浓度要高于南方地区，因此，VUV/UV工艺在基础水质良好而微量污染物风险较高的南方地区饮用水处理中具有更好的应用前景。
-
1)过流式VUV/UV反应器中ATZ的降解受到水中Cl–、HCO3–、NO3–和DOM的抑制，当这些背景物质分别为5.0 mmol·L−1、5.0 mmol·L−1、20.0 mg·L−1和10.0 mg·L−1时，在辐照时间为30 s的条件下，ATZ的去除率由空白组中的57%分别下降至33%、29%、40%和35%。
2) 3种无机阴离子(Cl–、HCO3–和NO3–)均对185 nm的VUV辐射有一定的吸收能力，因此，会对VUV产生蔽光效应，其中NO3–>Cl–>HCO3–。但Cl–和NO3–在VUV辐照下产生的活性自由基如Cl·和Cl2–·、NO2·和HO·能在一定程度上补充水中氧化性自由基，使得由VUV贡献的ATZ降解速率常数kapp,VUV被抑制的比例低于VUV光子被相应阴离子竞争吸收的比例，且在本研究中NO3–在VUV辐照下产生的NO2–不超过国家生活饮用水标准限值。HCO3–对VUV的蔽光作用较弱，而HCO3–对ATZ降解的抑制作用主要是由于HCO3–对HO·较强的清除作用导致的。低浓度DOM对ATZ的降解几乎没有抑制作用，这与DOM在VUV/UV辐照下可能产生活性物种有关，而高浓度DOM对ATZ的降解有显著抑制主要是由于DOM对HO·的清除作用导致的。
3)水中复杂的背景物质会使VUV/UV工艺降解微量有机污染物时的能耗增加，在5 mmol·L−1 Cl–、5 mmol·L−1 HCO3–、20 mg·L−1 NO3–和10 mg·L−1 DOM的影响下，ATZ降解的EEO从空白组中的0.61 kWh·m−3分别升高至1.19、1.56、0.94和1.21 kWh·m−3。因此VUV/UV工艺更适合用于基础水质良好而微量污染物风险较高的饮用水深度处理中。
背景水质对过流式VUV/UV反应器降解水中阿特拉津的影响
Effect of water matrices on atrazine degradation in a flow-through VUV/UV reactor
-
摘要: 为探究连续流进水模式下水中复杂的背景物质对真空紫外/紫外 (VUV/UV) 高级氧化工艺效率的影响，采用过流式VUV/UV反应器，考察了水中不同浓度的氯离子 (Cl–) 、碱度 (HCO3–) 、硝酸盐 (NO3–) 和溶解性有机物 (DOM) 对微量污染物阿特拉津 (ATZ) 降解的影响。结果表明，上述背景组分对ATZ的VUV/UV降解均表现出一定的抑制作用，辐照时间为30 s时，ATZ去除率从空白组中的57%分别最多下降至33%、29%、40%和35%，且过流式条件下的抑制程度与文献中序批式反应器中的略有不同。污染物去除率下降的原因在于，一方面，三种无机阴离子都对VUV辐射有一定的蔽光效应，NO3–强于Cl–强于HCO3–；另一方面，VUV辐照下Cl–产生的Cl·和Cl2•–、NO3–产生的NO2·和HO·都能补充水中氧化性自由基浓度，使得VUV贡献的ATZ降解速率常数的抑制程度低于VUV光子被阴离子竞争吸收的比例，但HCO3–对HO·较强的清除作用则导致了ATZ的降解速率常数的快速下降。低浓度DOM在VUV/UV辐照下可能产生的活性物种抵消了其对VUV/UV辐射的蔽光效应，但高浓度DOM对HO·的清除作用仍使其对ATZ降解产生了显著的抑制。在所有考察的水质条件下，ATZ降解所需的单位能耗EEO介于0.61~1.56 kWh·m-3。Abstract: In order to explore the impact of complex water matrices on VUV/UV advanced oxidation efficiency under continuous flow mode, the degradation of atrazine (ATZ) in water with additional chloride (Cl–), bicarbonate (HCO3–), nitrate (NO3–) and dissolved organic matter (DOM) at different concentrations were investigated in a flow-through VUV/UV reactor. The results showed that all these water constituents had some inhibition effects on ATZ degradation. The ATZ removal decreased from 57% in deionized water to 33%, 29%, 40% and 35% under the largest investigated matrix concentrations at an irradiation time of 30 s. These inhibition extents were somewhat different from those reported in batch reactors in literatures. The reduction of ATZ removal could be ascribed to following reasons. On the one hand, all the three anions have a certain shielding effect on VUV irradiation, following the order: NO3– > Cl– > HCO3–. On the other hand, reactive species under VUV irradiation, such as Cl· and Cl2•– produced from chloride, NO2· and HO· formed by nitrate, could supplement the concentration of oxidative radicals in water and contribute to ATZ degradation, which resulted in a lower reduction of ATZ degradation contributed by VUV than the proportion of VUV photons absorbed by the anions. In contrast, the strong scavenging of HO· by HCO3– led to a significant reduction of ATZ degradation. The reactive species generated from DOM at low contents could counteract the shielding effect, while DOM at high concentration still had a prominent inhibition on ATZ degradation due to its remarkable scavenging of HO·. The specific energy consumption under the investigated water matrices ranged between 0.61~1.56 kWh·m−3.
-
在装卸、堆取和露天存放过程中，铁矿粉在作业机械的剪切、抛洒以及自然风力作用下容易扬尘，可吸入颗粒物PM10浓度高达182.2 μg·m−3。铁矿粉的无组织排放不仅造成铁矿粉自身的损耗，也危害从业人员健康。钢铁生产企业因此导致的年损耗率高达0.66%[1]，直接经济损失巨大。外逸的铁矿粉影响周边的环境空气质量，超标的铁离子及其伴生的镉离子导致水体和土地污染[2]，金属含量超标的水源灌溉，植物种子的发芽率降低，影响正常成苗和植物生长。铁是人体的必需微量元素之一，但摄入过量则会引起金属中毒。我国饮用水源地的铁含量整体超标且呈不断上升趋势，超标倍数高达8.80倍，超标率高达86.1%[3]。因此，提高钢铁企业料场和矿区等污染源的控制效率，提高空气、水体和土地安全性的意义重大。
作为洒水抑尘的添加剂，抑尘剂通过润湿、保湿、聚集和固结等方式显著降低了煤炭[4]、渣土[5]和道路扬尘[6]的排放风险。但铁矿粉呈正电性[7]，颗粒表面Fe-OH的极性大，这也决定了铁矿粉抑尘剂的特殊性。由于物理化学性质特殊，国内外对铁矿粉抑尘剂的技术研发进展缓慢，研究内容仍然停留在传统品种。表面活性剂可以润湿铁矿粉但无法提高内聚力，对PM10的控制效果不及水[8]。氯化钙和偏硅酸钠对PM10的控制效率达到85%，但这些无机盐腐蚀金属、严重影响植物生长，而且SiO2影响高炉冶炼[9]。制备安全、高效的抑尘剂，改善颗粒之间的相互作用，提高铁矿粉的稳定性和控制效率尤为必要。
铁矿粉是一种特殊的污染源，既影响空气质量、又影响水体和土地安全；铁矿粉扬尘既危害环境，又导致直接经济损失[1]；其表面性质不同于常见的颗粒物[7]，且矿粉品质容易受抑尘剂影响[9]，因此抑尘剂技术研发进展缓慢。本研究从含水率、Zeta电位、表面形貌、化学组成与晶体结构等基本性质出发，探讨铁矿粉与水性聚合物的之间的相互作用，估算装卸过程和露天堆场的湿控制效率、现场测定露天堆场的规模化效果，提高铁矿粉扬尘的控制效率。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
丙烯酸、甲基丙烯酸甲酯、丙烯酸丁酯和苯乙烯通过幂级加料方式合成水性聚合物抑尘剂[10]，水溶胶状态，105 ℃固含量为39.7%，pH 为6.7。
选择澳洲产铁矿粉，红褐色，某钢铁公司提供，自然干燥。过80目筛的粒级用于实验，其中，过200目筛的粒级占47.3%。由于扬尘主要来自75 μm以下的颗粒，参照AP-42方法[11]，采用Mastersizer 2000激光粒度仪测定200目筛下粒级的粒度分布，如图1所示。可以看出，铁矿粉的中值粒径为18.81 μm，30 μm以下粒级的质量分数为66.93%。以ARL QUANT型X射线荧光光谱仪(XRF)测得其化学组成，结果见表1，Fe2O3含量为82.56%。
表 1 过200目粒级的化学组成(质量分数)Table 1. Iron ore composition less than 200 screen mesh (mass fraction)Fe2O3 SiO2 Al2O3 P2O5 TiO2 82.56 9.22 7.54 0.19 0.17 CaO MnO SO3 Cl K2O 0.13 0.08 0.05 0.03 0.03 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 实验方法
1)含水率。铁矿粉的真密度为5.2 kg·m−3，但堆密度只有1.5 kg·m−3左右[12]。洒水的主要作用是增加堆密度和内聚力，在一定时间内降低风力侵蚀性。春夏之交是高扬尘季节，以此作为测试条件。将初始质量W0为20.0 g的铁矿粉置于φ100 mm培养皿中，喷洒5.0 g浓度为2.0%的抑尘剂水溶液至充分湿润，纯粹聚合物的质量为铁矿粉的0.5%；作为对比，蒸馏水代替抑尘剂水溶液，重复以上操作。测定30 ℃、35%相对湿度下t时刻的样品质量Wt，其含水率如式(1)所示。
P=Wt−W0W0×100% (1) 式中：P为含水率；Wt为t时刻的样品质量，g；W0为初始样品质量，g。
2) Zeta电位。根据式(2)，在重力加速度g、空气密度ρ0、空气黏度γ和悬浮颗粒物密度ρ已确定时，其沉降速度ug取决于直径D[13]。直径增大，则降尘加快、空中滞留时间短、漂移范围小；粉体稳定性提高，风力扬尘量降低。
ug=g(ρ−ρ0)D218γ (2) 式中：g为重力加速度；ρ0为空气密度；γ为空气黏度；ρ为悬浮颗粒物密度；ug为沉降速度；D为直径。
铁矿粉呈正电性[7]，聚集能力差，聚集体粒径低。借助Zeta电位，分析聚合物与铁矿粉颗粒之间的相互作用，藉以促进颗粒聚集。配制浓度为0.1%的铁矿粉悬浮液，以Nano-ZS90型电位分析仪测定Zeta电位。
3)表面形貌。聚集体进一步聚集，即可相互胶结成膜[14]，以篷布覆盖的方式封闭粉体表面，从根本上避免了扬尘，摆脱了对含水率的依赖。喷洒之后的铁矿粉在室温下干燥，喷金制样，以Nova Nano SEM450型电镜观察表面状态特征。
4) X射线衍射分析。采用Bruker-D8 Focus型X-射线衍射仪(XRD)测定晶体结构，考察抑尘剂对铁矿粉结构和组成的影响[9]。扫描角度5°~80°，扫描速度12 (°)·min−1。
5)现场应用。在实验室评价的基础上，实施露天堆场的规模化抑尘。如图2所示，料场占地约60 hm2，南侧的料条以尼龙网苫盖，北侧料条正在堆取、装卸作业。中间料条为棱台状，地面长度740 m宽度40 m垂直高度7.5 m，东西两段相隔6 m。选择西段料条和料场地面为抑尘区域，东段料条作为对比区域。
距地面1.5 m处安置Trak 8530型气溶胶监测仪，跟踪监测PM2.5和PM10浓度。根据《环境空气质量监测点位布设技术规范(试行)》(HJ 664-2013)布设监测点位，A1、A2、A3和A4的浓度平均值作为抑尘区域的浓度，B1和B2的平均值作为对比区域的浓度。
2018年9月16日，架设扬尘在线物联网(IOT)系统，实时监测2.5 m高处的气象参数和颗粒物浓度(图3)。在上午10点30分，气温18 ℃相对湿度25%，晴，西北风，风速7.8 m·s−1，PM2.5和PM10浓度分别为46 μg·m−3和85 μg·m−3。
根据气象参数、颗粒物浓度和现场条件，采用多功能抑尘车喷洒地面，如图4所示。抑尘剂浓度为1.0%，喷洒量为1.0 kg·m−2，调整喷嘴的间隙和角度，后向喷洒、逆风行驶，车速不高于8 km·h−1；使用车载式高压喷枪喷洒西段料条，喷洒量约1.2 kg·m−2，自上而下蛇形操作。对比区域不做喷洒。
2. 结果与讨论
2.1 聚合物的湿抑尘作用
1)平均含水率。如图5所示，喷洒抑尘剂后，铁矿粉在30 ℃、35%相对湿度下失水缓慢。聚合物质量用量为0.25%、0.5%和0.75%时，含水率依次增大，但至完全干燥，即失水达到平衡时3者差别不大。因此，集中讨论0.5%用量的铁矿粉。其平衡时间(te)为8 h，平衡含水率为2.35%。洒水样品的含水率为0.95%，平衡时间为4 h。
含水率P随时间t的变化规律[6]如式(3)所示。
P=Ae−Bt(3) (3) 式中：P为含水率；A、B为常数。
方程(3)取自然对数，回归结果见图6。根据式(4)，抑尘铁矿粉从开始干燥的时刻t0到平衡时刻te，即干燥过程中抑尘铁矿粉的平均含水率为10.77%，洒水铁矿粉为4.8%。
图 6 P=Ae-Bt的自然对数回归方程曲线Figure 6. Regression curve with natural logarithm P=Ae-Bt equationPav=∫tet0Pdtte−t0=∫tet0Ae−Btdtte−t0=A∫tet0e−Btdtte−t0(4) (4) 式中：Pav为平均含水率；t0为开始干燥时间，h；te为平衡时间，h。
2)装卸过程扬尘的控制效率。根据式(5)，可估算抑尘铁矿粉和洒水铁矿粉的排放系数Es和E0[15]，结果见表2。根据式(6)，可计算抑尘剂对装卸过程扬尘的控制效率η，结果为67.78%。
表 2 装卸过程扬尘的排放系数Table 2. Dust emission factors during handling process样品 Pav/% TSP/(g·t−1) PM10/(g·t−1) PM2.5/(g·t−1) 抑尘铁矿粉 10.77 0.75 0.36 0.05 洒水铁矿粉 4.80 2.33 1.10 0.17 | Show TableDownLoad:
CSV
E=1.6ki(u2.2)1.3⋅(2Pav)1.4(5) 式中：E为堆场装卸扬尘的排放系数，g·t−1；ki为物料的粒度乘数，TSP、PM10和PM2.5分别为0.74、0.35和0.053；u为地面平均风速，以9.5 m·s−1计，属5级风力。
η=(1−EsE0)×100% (6) 式中：η为控制效率；Es为抑尘铁矿粉的排放系数，g·t−1；E0为洒水铁矿粉的排放系数，g·t−1。
3)露天堆场扬尘的控制效率。式(7)是刘琴[16]建立的澳洲铁矿粉扬尘排放模型，据此计算9.5 m·s−1风速下洒水铁矿粉的扬尘量Q0，结果为33.68 g·(kg·h)−1，抑尘之后的扬尘量Qs为2.03 g·(kg·h)−1。参照式(6)，抑尘剂对露天堆场铁矿粉扬尘的控制效率为93.96%。
Q=2.892×10−3u5.16e−0.47Pav (7) 式中：Q为扬尘量，g·(kg·h)−1；u为风速，m·s−1。
2.2 聚合物的湿抑尘作用
1) Zeta电位变化。铁矿粉在中性介质中以颗粒形式存在，表面呈正电性，Zeta电位仅为−14.6 mV。随聚合物用量的增加，图7的Zeta电位增强，说明铁矿粉与聚合物发生了化学吸附，吸附量增加，颗粒分散性提高；用量为0.5%时，极值电位达到−41.9 mV。用量持续增加，颗粒表面的负电荷则阻碍进一步吸附。
图 7 聚合物用量对铁矿粉Zeta电位的影响Figure 7. Polymer dosage effect on Zeta potential of iron ore particles在干燥过程中，铁矿粉的含水率不断降低，由于聚合物羧基与Fe3+交联、Fe―OH氢键作用[14]，铁矿粉的内聚力逐渐提高。如图8所示，颗粒密实堆砌，聚集体粒径增加，细颗粒相应减少，粉体稳定性提高，风力侵蚀性则降低[17]。
2)聚集体的表面形貌。水性聚合物的分散和交联作用可促进颗粒团聚，空隙降低，如图9(a)所示，有效阻塞水分传输，平均含水率因此提高了1.2倍。干燥之后，铁矿粉颗粒相互胶结成膜，形成致密的表面封闭层，风力侵蚀性显著下降。尽管澳洲铁矿粉的吸水性强、粒径小，但水的内聚能力低且有可逆性，洒水铁矿粉干燥之后的聚集状态较差，在图9(b)中表现为松散堆积，空隙可见。
此外，聚合物羧基与铁矿粉表面Si―OH、Al―OH的氢键作用可进一步增加内聚力[14]。而且，聚合物与颗粒之间的长程作用力具有加和性，其强度不亚于化学键。因此，铁矿粉的封闭层在干燥状态下有足够的强度抵御风力侵蚀，如果没有人为破坏和外来降尘，可以长期抑尘。
2.3 聚合物对铁矿粉品质的影响
1)铁矿粉的晶体结构。图10为铁矿粉样品在喷洒抑尘剂前后的XRD图谱，Fe2O3和SiO2特征衍射峰的衍射角θ、晶面间距d和半峰宽度见表3。
图 10 抑尘剂对铁矿粉XRD晶体结构的影响Figure 10. Suppressant effect on iron ore structure characterized by XRD patterns表 3 抑尘剂对铁矿粉XRD参数的影响Table 3. Effect of suppressant on XRD parameters of iron ore抑尘铁矿粉 原料铁矿粉 2θ/(°) d/nm 半峰宽/(°) 2θ/(°) d/nm 半峰宽/(°) 24.14 0.368 0.096 24.13 0.369 0.092 33.16 0.270 0.148 33.14 0.270 0.150 35.64 0.252 0.125 35.62 0.252 0.128 40.89 0.221 0.144 40.85 0.221 0.143 49.47 0.184 0.139 49.45 0.184 0.154 54.08 0.169 0.190 54.04 0.170 0.176 62.44 0.148 0.116 62.42 0.149 0.131 64.01 1.450 0.191 63.98 1.450 0.148 | Show TableDownLoad:
CSV
聚合物抑尘剂不含VOC等低分子化合物，只与颗粒表面的官能团结合，不可能进入晶格。由表3看出，铁矿粉的结构和组成没有变化。
2)铁矿粉的化学组成。对比洒水铁矿粉和抑尘铁矿粉的化学组成(表4)，有害元素S和P以及CaO、SiO2和Al2O3等杂质互有消长，但均在测试误差范围之内[18]，故可以认为二者没有区别。结合XRD结果，足以说明抑尘剂没有影响铁矿粉的原料品质。
表 4 洒水铁矿粉和抑尘铁矿粉的化学组成(质量分数)Table 4. Compositions of suppressed and watering iron ore (mass fraction)样品 Fe2O3 SiO2 Al2O3 P2O5 TiO2 洒水铁矿粉 81.85 9.53 7.95 0.18 0.16 抑尘铁矿粉 81.94 9.42 8.0 0.17 0.16 样品 CaO MnO SO3 Cl K2O 洒水铁矿粉 0.13 0.09 0.05 0.03 0.03 抑尘铁矿粉 0.12 0.07 0.06 0.03 0.03 | Show TableDownLoad:
CSV
2.4 现场应用
表5为现场监测的结果，0 h即抑尘剂喷洒施工之前，抑尘区的悬浮颗粒物浓度Cs和对比区浓度C0相当。喷洒之后Cs下降，根据式(8)计算控制效率，结果见图11。
表 5 抑尘现场的悬浮颗粒物浓度Table 5. Particulate matter concentrations on suppression field时间/h PM2.5/(μg·m−3) PM10/(μg·m−3) 抑尘区 对比区 抑尘区 对比区 0 44.0 41.5 84.5 81.5 5 10.0 42.0 13.5 83.0 24 12.0 48.0 16.0 84.0 48 24.0 49.5 24.5 86.0 72 25.5 48.0 37.0 89.5 96 35.0 48.5 58.0 87.5 120 37.0 42.5 68.5 82.0 144 43.5 45.5 77.5 80.0 | Show TableDownLoad:
CSV
η=(1−CsC0)×100% (8) 式中：η为控制效率；Cs为抑尘区的悬浮颗粒物浓度，μg·m−3；C0为抑尘区的悬浮颗粒物浓度，μg·m−3。
在图11中，喷洒后5 h的PM2.5和PM10控制效率分别为76.19%和83.73%，24 h后分别为75.0%和80.95%，与估算结果非常接近，证实了以上评价方法的可行性。
因设备条件所限，北侧料条无法控制更新界面的扬尘，受风力和装卸作业的持续影响，48 h的PM2.5和PM10控制效率分别降至51.52%和71.51%，72 h后分别为46.88%和58.66%。尽管如此，在30 d的观察期间，抑尘的堆体和料场地面保持完好，封闭状态未受风力影响(图12)。
3. 结论
1)聚合物对铁矿粉的原料品质无不良影响，不会影响后期冶炼。该聚合物可通过离子交联和氢键作用，促进铁矿粉颗粒团聚、提高内聚力，使其平均含水率明显提高。装卸过程和露天堆场扬尘估算的控制效率分别为67.78%和93.96%。干燥状态下可形成封闭层，从而有效降低风力侵蚀，可实现半年以上的长期抑尘。
2)铁矿粉露天堆场PM2.5和PM10的24 h控制效率分别达到75.0%和80.95%，30 d内粉体的封闭状态稳定。现场与实验室结果接近，证实了实际应用和评价方法的可行性。今后应开展不同类型铁矿粉的应用研究，完善堆取作业面的扬尘控制设施。
-
图 2 不同氯离子浓度下过流式VUV/UV反应器中ATZ降解的浓度变化和速率常数以及水吸收VUV比例
Figure 2. Concentration changes and rate constants of ATZ degradation and the ratios of VUV absorbed by water in the flow-through VUV/UV reactor with Cl– of different concentrations
图 3 不同碳酸氢根离子浓度下过流式VUV/UV反应器中ATZ降解的浓度变化和速率常数以及水吸收VUV比例
Figure 3. Concentration changes and rate constants of ATZ degradation and the ratios of VUV absorbed by water in the flow-through VUV/UV reactor with HCO3– of different concentrations
图 4 不同硝酸盐浓度下过流式VUV/UV反应器中ATZ降解的浓度变化和速率常数以及水吸收VUV比例
Figure 4. Concentration changes and rate constants of ATZ degradation and the ratios of VUV absorbed by water in the flow-through VUV/UV reactor with NO3– of different concentrations
图 5 不同硝酸盐浓度下过流式VUV/UV反应器中亚硝酸盐的浓度变化
Figure 5. Concentration changes of NO2– in the flow-through VUV/UV reactor under NO3– of different concentrations
图 6 不同溶解性有机物浓度下过流式VUV/UV反应器中ATZ降解的浓度变化和速率常数以及水吸收VUV比例
Figure 6. Concentration changes and rate constants of ATZ degradation and the ratios of VUV absorbed by water in the flow-through VUV/UV reactor with DOM of different concentrations
表 1 过流式VUV/UV反应器中ATZ在不同水质条件下降解的能耗EEO
Table 1. The energy consumption of ATZ degradation under different matrices in the flow-through VUV/UV reactor
背景物质 浓度 kapp/s-1 EEO/(kWh·m-3) Cl– 1.0 mmol·L-1 0.021 5 0.83 2.5 mmol·L-1 0.017 7 1.01 5.0 mmol·L-1 0.015 0 1.19 HCO3– 1.0 mmol·L-1 >0.024 0 0.75 2.5 mmol·L-1 0.014 8 1.21 5.0 mmol·L-1 0.011 5 1.56 NO3– 10.0 mg·L-1 0.021 1 0.85 20.0 mg·L-1 0.019 0 0.94 DOM 1.0 mg·L-1 0.027 6 0.65 5.0 mg·L-1 0.018 7 0.96 10.0 mg·L-1 0.014 8 1.21
下载: 导出CSV
-
[1] 胡晋博, 李梦凯, 蔡恒文, 等. 不同光源UV/H2O2工艺降解四环素动力学[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2618-2626. doi: 10.12030/j.cjee.202012105 [2] 詹露梦, 李文涛, 李梦凯, 等. 过流式UV/H2O2反应器中阿特拉津降解动力学的测定及模拟评估[J]. 环境工程学报, 2021, 15(3): 982-991. doi: 10.12030/j.cjee.202008067 [3] 邵婉婷, 王文龙, 杜烨, 等. 双波长紫外线(VUV/UV)对有机污染物强化去除特性与原理[J]. 环境科学研究, 2021, 34(6): 1397-1406. doi: 10.13198/j.issn.1001-6929.2020.11.28 [4] FURATIAN L, MOHSENI M. Influence of major anions on the 185 nm advanced oxidation process - Sulphate, bicarbonate, and chloride[J]. Chemosphere, 2018, 201: 503-510. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.02.160 [5] WEEKS J L, MEABURN G, GORDON S. Absorption coefficients of liquid water and aqueous solutions in far ultraviolet[J]. Radiation Research, 1963, 19(3): 559-567. doi: 10.2307/3571475 [6] YE B, LIU Z Y, ZHU X Q, et al. Degradation of atrazine (ATZ) by ammonia/chlorine synergistic oxidation process[J]. Chemical Engineering Journal, 2021, 415(14): 128841. [7] DE LAAT J, BERGER P, POINOT T, et al. Modeling the oxidation of atrazine by H2O2/UV. Estimation of kinetic parameters[J]. Ozone-Science & Engineering, 1997, 19(5): 395-408. [8] JAYSON G G, PARSONS B J, SWALLOW A J. Some simple, highly reactive, inorganic chlorine derivatives in aqueous-solution - their formation using pulses of radiation and their role in mechanism of fricke dosimeter[J]. Journal of the Chemical Society-Faraday Transactions, 1973, 1(9): 1597-1607. [9] ANASTASIO C, MATTHEW B M. A chemical probe technique for the determination of reactive halogen species in aqueous solution: Part 2 - chloride solutions and mixed bromide/chloride solutions[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2006, 6: 2439-2451. doi: 10.5194/acp-6-2439-2006 [10] GUAN Y H, MA J, LI X C, et al. Influence of pH on the formation of sulfate and hydroxyl radicals in the UV/peroxymonosulfate system[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(21): 9308-9314. [11] LIAO C H, KANG S F, WU F A. Hydroxyl radical scavenging role of chloride and bicarbonate ions in the H2O2/UV process[J]. Chemosphere, 2001, 44(5): 1193-1200. doi: 10.1016/S0045-6535(00)00278-2 [12] GREBEL J E, PIGNATELLO J J, MITCH W A. Effect of halide ions and carbonates on organic contaminant degradation by hydroxyl radical-based advanced oxidation processes in saline waters[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(17): 6822-6828. [13] YANG L X, LI M K, LI W T, et al. Bench- and pilot-scale studies on the removal of pesticides from water by VUV/UV process[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 342: 155-162. doi: 10.1016/j.cej.2018.02.075 [14] CHEN Y J, YE J S, CHEN Y, et al. Degradation kinetics, mechanism and toxicology of tris(2-chloroethyl) phosphate with 185 nm vacuum ultraviolet[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 356: 98-106. doi: 10.1016/j.cej.2018.09.007 [15] LONG L C, BU Y A, CHEN B Y, et al. Removal of urea from swimming pool water by UV/VUV: The roles of additives, mechanisms, influencing factors, and reaction products[J]. Water Research, 2019, 161: 89-97. doi: 10.1016/j.watres.2019.05.098 [16] CANONICA S, KOHN T, MAC M, et al. Photosensitizer method to determine rate constants for the reaction of carbonate radical with organic compounds[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(23): 9182-9188. [17] XIAO Y J, ZHANG L F, ZHANG W, et al. Comparative evaluation of iodoacids removal by UV/persulfate and UV/H2O2 processes[J]. Water Research, 2016, 102: 629-639. doi: 10.1016/j.watres.2016.07.004 [18] WOJNAROVITS L, TOTH T, TAKACS E, et al. Rate constants of carbonate radical anion reactions with molecules of environmental interest in aqueous solution: A review[J]. Science of the Total Environment, 2020, 717: 137219. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137219 [19] SUN P Z, PAVLOSTATHIS S G, HUANG C H. Photodegradation of veterinary ionophore antibiotics under UV and solar irradiation[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(22): 13188-13196. [20] WANG Y F, RODDICK F A, FAN L H. Direct and indirect photolysis of seven micropollutants in secondary effluent from a wastewater lagoon[J]. Chemosphere, 2017, 185: 297-308. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.06.122 [21] HAN M Q, MOHSENI M. Impact of organic and inorganic carbon on the formation of nitrite during the VUV photolysis of nitrate containing water[J]. Water Research, 2019, 168: 115169. [22] SERRANO M A, MOHSENI M. Temperature dependence of the absorbance of 185 nm photons by water and commonly occurring solutes and its influence on the VUV advanced oxidation process[J]. Environmental Science:Water Research & Technology, 2018, 4(9): 1303-1309. [23] LESTER Y, SHARPLESS C M, MAMANE H, et al. Production of photooxidants by dissolved organic matter during UV water treatment[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(20): 11726-11733. [24] MAIZEL A C, REMUCAL C K. Molecular composition and photochemical reactivity of size-fractionated dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(4): 2113-2123. [25] DALRYMPLE R M, CARFAGNO A K, SHARPLESS C M. Correlations between dissolved organic matter optical properties and quantum yields of singlet oxygen and hydrogen peroxide[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(15): 5824-5829. [26] WENK J, von GUNTEN U, CANONICA S. Effect of dissolved organic matter on the transformation of contaminants induced by excited triplet states and the hydroxyl radical[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(4): 1334-1340. [27] GOLDSTONE J V, PULLIN M J, BERTILSSON S, et al. Reactions of hydroxyl radical with humic substances: bleaching, mineralization, and production of bioavailable carbon substrates[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36: 362-372. [28] WESTERHOFF P, MEZYK S P, COOPER W J, et al. Electron pulse radiolysis determination of hydroxyl radical rate constants with suwannee river fulvic acid and other dissolved organic matter isolates[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(13): 4640-4646. 期刊类型引用(7)
1. 洪宁宁，彭士涛，苏宁，叶寅，崔继宪，刘鹏，程利. 煤炭码头粉尘无组织排放防治措施对比研究. 水道港口. 2024(03): 455-460 . 
百度学术
2. 马思远，侯永生，吕军军. 基于响应面法秸秆利用生物抑尘剂制备优化. 化学工程. 2023(01): 6-10+16 . 百度学术
3. 李刚，周哲，胡锦华. 基于知识图谱的我国矿井粉尘防治技术研究进展与展望. 金属矿山. 2023(07): 28-39 . 百度学术
4. 黄冠聪，黄晓波，颜敏. 深圳市典型建筑工地PM_(10)和PM_(2.5)排放因子研究. 广东化工. 2023(24): 121-123 . 百度学术
5. 米永进，赵全胜，杨彦军. 基于正交试验法秸秆利用生物抑尘剂的制备及优化. 公路交通科技. 2021(04): 36-44 . 百度学术
6. 王林凯，郭红霞，秦建平，黄玉虎，李贝贝. 风蚀扬尘抑尘剂制备及其抑尘效果. 环境工程学报. 2020(12): 3460-3467 . 本站查看
7. 冯国超. 残矿中低含量铁的测定. 云南化工. 2019(12): 111-112 . 百度学术
其他类型引用(0)
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3693
- HTML全文浏览数: 3693
- PDF下载数: 44
- 施引文献: 7
