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硝酸盐(NO3−)是一种在水体中广泛存在的无机污染物。近几十年来，由于人类的工业和农业活动，水体中的NO3−浓度不断升高，已逐渐成为世界各国密切关注的问题[1-2]。我国30个省71条主要河流样品的硝酸盐数据表明，这些样品中有约7.83%的硝酸盐含量超过45 mg·L−1[1]。一般而言，污水厂二沉池出水中的硝酸盐浓度在10 mg·L−1，约占我国污水厂一级A标准中规定出水总氮浓度要求(15 mg·L−1)的67%左右，而一些水环境敏感地区(如滇池、太湖等)的污水厂出水总氮浓度的内控指标低至5 mg·L−1(以氮计)，硝态氮去除对污水厂总氮控制造成极大压力。污水厂出水中硝酸盐氮浓度过高导致的总氮超标是城镇污水处理厂中最常见的问题之一[3]。目前，污水中的NO3−主要通过生物反硝化去除，需要外加碳源、延长反硝化停留时间或增大回流比强化脱氮，能耗和药耗高。化学还原法具有还原效率高、操作简单、成本低等优点，如果能利用化学还原方法强化NO3−脱除，将有助于降低厌氧生物脱氮负荷，进一步提高污水中的总氮去除效率。
近年来，基于二氧化碳阴离子自由基 (CO2·−)的高级还原技术逐步引起人们关注。CO2·−分子结构中存在一个未成对的电子，具有很强的还原特性，还原电位E0(CO2/CO2·−)为−1.9 V[4]。CO2·−作为电子供体，通过电子传递、亲核攻击等途径还原降解污染物[5-6]。研究表明，CO2·−能有效去除水中卤代有机物、全氟化合物、溴酸盐和六价铬等污染物[7-10]。近期研究发现，基于CO2·−的高级还原技术能将NO3−定向还原为气态氮，并且水中共存的溶解性有机物对CO2·−驱动的NO3−还原去除影响很小，仅在有机物浓度30 mg·L−1时的NO3−还原去除略有下降[11-12]。但是，目前基于污水体系的CO2·−的高级还原研究较少，其实际应用仍存在诸多挑战[11]。
紫外消毒已在污水处理中广泛应用，截至2016年我国已建成使用的5 000多座城镇污水厂中超过50%采用了中压紫外消毒。硝酸盐在波长250~400 nm具有吸光性，特别是在302 nm处具有特征吸收峰，摩尔吸光系数为7.2 L·(mol·cm)−1。同时，甲酸盐(HCOO−)可作为一种新型绿色碳源被投入到二级生物反应池中促进生物脱氮过程[13-14]，未被生物利用的甲酸盐则进入紫外消毒阶段。污水中NO3−在紫外辐照下光解产生含氮活性物种(RNS)(式(1))和羟基自由基(HO·)(式(2))[15]，HO·与甲酸盐或者甲酸反应生成CO2·−(式(3)~(4))。CO2·−的还原性可以促进进一步硝酸盐还原(式(5))。
基于此，本研究将围绕污水处理的紫外消毒环节构建中压紫外/甲酸盐反应体系，解析此体系中的NO3−还原效果和关键影响因素；围绕硝酸盐光解以及CO2·−与硝酸盐的反应活性揭示硝酸盐降解原理，并进一步探索硝酸盐强化脱除方法。研究结果将深化CO2·−高级还原体系的基础数据和反应机制，为污水的深度脱氮提供新思路。
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硝酸钠、甲酸钠、甲酸均为分析纯，采购于上海安谱璀世有限公司；过氧化氢为纯度30%，购于广州牌药剂公司。95%~98%浓硫酸(H2SO4)为分析纯，购于福晨(天津)化学试剂有限公司；氢氧化钠(NaOH)为分析纯，购于国药集团化学试剂有限公司。所有试剂在使用前均未经过纯化或其他处理步骤，实验用水均来自Merck-Millipore系统产生的超纯水。
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硝酸盐的光还原降解实验在平行光紫外辐照装置中进行，由中压紫外光源(500 W，PLS-LAM500，Beijing PerfectLight)、反应石英皿和磁力搅拌装置组成。中压汞灯在225~425 nm的发射光谱，主波长在320 nm和360 nm，与污水处理厂的中压汞灯消毒的特征波长一致，所有实验未采用滤光手段控制光源辐照的波长。由于中压汞灯的特征波长的复杂性，本研究以254 nm处的紫外光强作为指示光强，其值为0.5 mW·cm−2。在研究紫外光强影响时，通过改变中压紫外灯与水样的间距，将光强划分为低、中、高3个水平，其在254 nm处的光强值分别为0.04、0.5和1.3 mW·cm−2。
实验水样中初始NO3−浓度为0.1 mmol·L−1，甲酸或者甲酸盐为0~10 mmol·L−1。此实验中初始硝酸盐浓度低于实际污水中的硝酸盐存在水平，其原因是为了与实验中较低光强的紫外光源相匹配。除研究pH影响的实验外，水样初始pH为7.0±0.2，不另加pH缓冲溶液。在研究pH影响时，水样中加入10 mmol·L−1磷酸盐缓冲溶液，采用硫酸或氢氧化钠调节初始pH。石英皿置于紫外装置下，以加入甲酸/甲酸盐(0~10 mmol·L−1)为反应起始点，反应过程中采用磁力搅拌器搅拌，确保溶液和试剂混合均匀。在一定时间间隔下取样测定硝酸盐及产物浓度。
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采用激光闪光光解技术测定CO2·−与硝酸盐的二级反应速率常数。激光闪光光解系统(LKS80，Applied Photophysics Ltd., United Kingdom)的激发波长为266 nm，激光束截面为0.5 cm2，脉冲激光能量为(25±5) mJ，脉冲持续时间为4~6 ns；使用150 W氙灯作为检测光源。实验水样中含H2O2(50 mmol·L−1)，HCOO−(500 mmol·L−1)，竞争参考物甲基紫精(MV2+)浓度为100 μmol·L−1，向溶液中投加不同浓度的硝酸盐(0~100 mmol·L−1)。激光实验前，水样由氩气吹脱30 min (溶解氧<0.2 mg·L−1)并调节pH为7.0。测定MV2+反应产物MV·+在600 nm特征吸收峰信号。
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硝酸盐、亚硝酸盐、甲酸盐浓度利用离子色谱仪(ThermoFisher, ICS-600)进行测定。离子色谱仪的主要组成部分为：RFC-30淋洗液自动发生器，ChromeLeon色谱工作站，Dionex IonPacTM AG-19保护柱(4 mm×50 mm)，Dionex IonPacTM AS-19分析柱(4 mm×250 mm)。KOH淋洗液由RFC-30淋洗液自动发生器在线自动产生，流速为1.0 mL·min−1。样品检测前需经过0.22 μm滤膜过滤。采用纳氏试剂分光光度法测定氨氮的浓度。pH采用pH计(S400，Mettler Toledo)测定。反应溶液所受的中压汞灯辐照光强通过UV254光强测定仪UVC-254A(Lutron electronic enterprise Co; LTD)初步量化，以确定辐照光强的相对大小。
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1）甲酸盐浓度对硝酸盐光还原降解的影响。图1所示为不同HCOO−投加量(0~10 mmol·L−1)条件下硝酸盐的光还原降解速率。当体系中不存在甲酸盐时，紫外辐照120分钟后硝酸盐去除率仅为13.7%，NO3−拟一级降解速率kobs为1.0×10−3 min−1。HCOO−投加量为0.1、0.5、1、5和10 mmol·L−1时，反应120min的硝酸盐去除率分别为20.6%、39.4%、44.1%、45.9%和43.9%。由此可见，甲酸盐在0.1~1 mmol·L−1条件下，硝酸盐降解速率kobs由2.41×10−3 min−1逐步增大到5.98×10−3 min−1。随着甲酸浓度继续增大(1~10 mmol·L−1)，NO3−的一级降解速率趋于稳定。可见，硝酸盐紫外光解产生的HO·可以促进甲酸盐转化为CO2·−，进而强化硝酸盐的还原降解(式(1)~式(4))。然而，受到硝酸盐光解的HO·生成量限制，高浓度的甲酸盐(大于1 mmol·L−1)不能形成更多的CO2·−，使得硝酸盐不能进一步降解。因此，硝酸盐和甲酸盐的摩尔浓度比在1:5~1:10的促进效果较好。
2）紫外光强对硝酸盐光还原降解的影响。图2为紫外光强对MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的影响结果。将甲酸盐投加浓度设为2 mmol·L−1，以防止高光强导致的甲酸盐快速消耗而影响实验结果。通过调节紫外灯与水样间距选定3种光强，其在254 nm处指示的低、中、高光强分别为0.04、0.5和1.3 mW·cm−2。单独紫外光解(无甲酸盐)时，硝酸盐降解速率随着紫外光强增大而缓慢增大，在低、中、高光强条件下，kobs分别为1.8×10−4、1.0×10−3 和1.2×10−3 min−1，表明紫外光强增大能促进硝酸盐光解。当2 mmol·L−1甲酸盐存在时，MPUV/HCOO−体系中硝酸盐降解速率随紫外光强的增加而显著增加，kobs分别为9.9×10−4、3.6×10−3和6.9×10−3 min−1。MPUV/HCOO−体系对紫外强化的依赖性更高，说明增加紫外光强不仅促进了硝酸盐分解，也增大了硝酸盐光解介导的CO2·−生成，从2个途径加速了硝酸盐的光还原降解。因此，紫外光强是重要的硝酸盐光还原影响因素。
3）pH对硝酸盐光还原降解的影响。图3反映了pH对MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的影响。甲酸盐投加量设为0.5 mmol·L−1，以规避硝酸盐去除能力上限造成的干扰。溶液pH的增大可促进硝酸盐光降解。在pH为2.5、5.0和8.0条件下，MPUV/HCOO−体系中硝酸盐降解的kobs分别1.5×10−3、2.6×10−3和3.6×10−3 min−1。可见，碱性条件更利于MPUV/HCOO−体系的硝酸盐降解。溶液的pH对硝酸盐和甲酸盐的存在形态以及还原性自由基与硝酸盐的反应速率均存在影响。对于甲酸的存在形态，HCOOH/HCOO−的pKa为3.8，pH=2.5时的kobs最低，说明HCOO−形式更助于硝酸盐的光还原降解。对于硝态氮，硝酸盐光敏化生成一种吸光度极高的中间体过氧亚硝酸盐(ONOO−)，ONOOH/ONOO−的pKa为6.6，pH=8.0时的kobs高于pH=5.0，意味着以ONOO−形式存在更助于硝酸盐的光解，并促进自由基还原降解途径。以上多重因素叠加下，MPUV/HCOO−体系以去质子化形式存在的CO2·−、HCOO−和ONOO−相比于其质子化形式的HCO2·、HCOOH和HOONO，更有助于硝酸盐的降解，碱性条件下MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐效果更佳。
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1）硝酸盐的紫外光解。图4为硝酸盐、甲酸和甲酸盐的紫外吸收光谱。可见硝酸盐在300 nm处存在特征吸收峰，而甲酸和甲酸盐不能直接光解。辐照波长(λ)>280 nm条件下，硝酸盐光解主要产生自由基(·NO2和HO·)(式(1)和式(2))。在波长<280 nm的区间内，NO3−异构化形成过氧亚硝酸盐(ONOO−)。并且，·NO2和HO·也可以重组形成过氧亚硝酸(HOONO)通过去质子化生成ONOO− [16]。过氧亚硝酸(盐)被认为是硝酸盐光还原降解过程中的重要活性中间体[17]，ONOO−在300 nm处存在强吸收峰，摩尔吸光系数约为1 600 L·(mol·cm)−1。但ONOO−的反应活性极高，在pH<6.6时迅速异构化为硝酸盐(ONOOH→NO3−+H+, k=0.9 s−1)，而在pH>6.6时分解为一氧化氮和超氧阴离子(ONOO−→·NO+O2·−, k=0.023 s−1)[18]，导致ONOO−仅为一种瞬态反应活性中间体，可能参与了硝酸盐降解，但反应过程难以捕捉。
2）CO2·−与硝酸盐的二级反应动力学常数。基于激光闪光光解技术，建立了以MV2+为竞争参考物的CO2·−与硝酸盐二级反应速率常数(
kCO⋅−2−NO−3″ )的测定方法。266 nm激光辐射实验水样产生的CO2·−在340 nm处呈现特征吸收峰。但由于硝酸盐的单电子还原产物(NO32−)的特征吸收峰与CO2·−的吸收信号存在重叠，不能采用CO2·−衰减动力学方法直接测定。鉴于甲基紫精(MV2+)与CO2·−具有较高的反应活性(式(6))[19]，以MV2+(100 μmol·L−1)为竞争参考物，采用竞争动力学法间接测定{k}''_{{\mathrm{C}\mathrm{O}}_{2}^{\cdot-}-{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}} 。具体而言，实验溶液中被激光激发产生的CO2·−主要被硝酸盐、MV2+和H2O2反应消耗(式(6)~(8))[20]。固定实验溶液中MV2+浓度为100 μmol·L−1，改变硝酸盐浓度(0~100 mmol·L−1)，测定MV·+在600 nm特征吸收峰的信号的变化，带入式(9)，即可计算得到{k}''_{{\mathrm{C}\mathrm{O}}_{2}^{\cdot -}-{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}} 。式中
：{A}_{0} 和A分别表示无硝酸盐和硝酸盐浓度为10~100 mmol·L−1时MV·+在600 nm处的吸光度值；[MV2+]和[H2O2]分别表示溶液中MV2+和H2O2的浓度，mol·L−1；{k}_{\mathrm{S}1} 和{k}_{\mathrm{S}2} 分别表示CO2·−与MV2+和H2O2的二级反应速率常数，L·(mol·s)−1。图5(a)反映了在不同NO3−浓度(0~100 mmol·L−1)下，0~2 500 ns内竞争物与CO2·−反应生成的中间体自由基MV·+在600 nm的吸光信号值。可见，随着硝酸盐浓度的逐渐升高，MV·+的信号逐渐减弱，证明了一部分CO2·−被硝酸盐反应消耗，使MV·+生成速率降低。图5(b)为基于式(9)的线性拟合方程，通过拟合曲线得到斜率值
{k}_{{\mathrm{C}\mathrm{O}}_{2}^{·-}-{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}}^{\mathrm{\text{'}}\mathrm{\text{'}}} 为1.57×106 L·(mol·s)−1。另外，采用自由基衰减动力学方法测定了CO2·−与亚硝酸盐的二级反应速率常数为9.12×107 L·(mol·s)−1，表明亚硝酸盐相较于硝酸盐更容易被CO2·−还原。同时也有文献报道了CO2·−与一些活性氮中间体的化学反应及其二级反应速率常数(式(10)~(12))[21]。基于以上分析，硝酸盐向亚硝酸盐转化的过程是CO2·−诱导的硝酸盐还原的限速步骤，CO2·−的主要贡献为还原硝酸盐紫外光解过程中产生的活性氮中间体。3）还原产物及反应机理分析。进一步分析了MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的主要产物。由图6可见，在初始HCOO−浓度0.5 mmol·L−1时，在pH为2.5、5.0、8.0的条件下，硝酸盐减少量与亚硝酸盐增加量的比值接近1:1，并且未检测到氨氮的生成，说明MPUV/HCOO−体系主要将硝酸盐转化为亚硝酸盐。由二级反应速率常数可知，如果体系中CO2·−充足，可以实现亚硝酸盐的进一步还原。图7为MPUV/HCOO−体系促进硝酸盐的降解过程：步骤1，紫外光解硝酸盐生成含氮活性物种和羟基自由基；步骤2，羟基自由基与甲酸盐反应生成CO2·−；步骤3，CO2·−促进了活性氮中间体还原(主要过程)且其可与硝酸盐直接发生还原反应(次要过程)。因此，硝酸盐的紫外光解及CO2·−主导的高级还原过程共同促进了硝酸盐还原降解。
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由于硝酸盐光解的HO·生成量较低，限制了CO2·−的转化生成和硝酸盐的CO2·−还原路径。因此，向MPUV/HCOO−体系中投加过氧化氢(H2O2)提升HO·生成量，从而进一步强化生成CO2·−以促进硝酸盐的脱除。如图8(a)所示，在HCOO−浓度为2 mmol·L−1、光照反应120 min后，H2O2投量为0、0.1、0.2、0.5、0.8和1 mmol·L−1时的硝酸盐去除率分别为32.5%、42.8%、47.7%、42.8%、33.2%和15.8%，在H2O2投量为0.2 mmol·L−1时硝酸盐去除率最高，而H2O2投量增大到1 mmol·L−1反而抑制了硝酸盐降解。相比不加H2O2的MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐(k=3.6×10−3 min−1)，投加0.2 mmol·L−1的H2O2使硝酸盐降解速率(k=6.2×10−3 min−1)提高了1.7倍。在H2O2投加量为0.2 mmol·L−1时，通过紫外光解H2O2促进HO·产生，进而提升了体系中CO2·−浓度水平并强化了硝酸盐还原。由图8(b)可见，甲酸盐消耗量随着H2O2投量的增大而增大，证明了在中压汞灯/甲酸盐体系中补充H2O2会促进甲酸盐向CO2·−的转化。并且，当体系中存在剩余甲酸盐时可以通过适量投加H2O2淬灭，如1 mmol·L−1 H2O2反应120 min后的甲酸盐基本全部去除。图8(c)显示了H2O2投加量为0.2 mmol·L−1时反应120 min后的硝酸盐向亚硝酸盐的转化率为63.3%且无氨氮被检出，说明36.7%的硝态氮转化为气态氮(如氧化亚氮、氮气等)排出，与CHEN等[21]的研究结果一致。而紫外光解过量的H2O2 (1.0 mmol·L−1)形成了以HO·主导的氧化体系，导致硝酸盐光解产生的活性氮中间体被重新氧化为硝态氮，使硝酸盐浓度在90~120 min反而增加(图8(a))。在本研究紫外条件下，甲酸盐和H2O2的摩尔比为10:1时，硝酸盐还原降解效果最佳。
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1）相较于单独中压紫外(MPUV)光解，MPUV/HCOO−体系促进了硝酸盐的还原降解，CO2·−对促进硝酸盐降解具有重要的贡献。
2）在MPUV/HCOO−体系中，甲酸盐与硝酸盐摩尔浓度比在5:1~10:1条件下的硝酸盐去除效果最好。增大紫外光强和弱碱性(pH=8.0)环境能可有效促进硝酸盐的还原降解。
3）利用激光闪光光解技术量化了CO2·−与NO3−和NO2−反应的二级反应速率常数，分别为1.57×106 L·(mol·s)−1和9.12×107 L·(mol·s)−1。虽然CO2·−与硝酸盐反应活性较低，但可以促进硝酸盐光解产生的活性氮中间体的还原，中压紫外光解和CO2·−的介导还原共同促进了硝酸盐还原效能。
4）在MPUV/HCOO−体系中投加H2O2能进一步促进硝酸盐降解，投加0.2 mmol·L−1的H2O2使硝酸盐降解速率提高了1.7倍，并将36.7%的硝态氮转化为气态氮排出。
中压紫外/甲酸盐还原体系对硝酸盐的去除效能及机制
Removal efficiency and mechanism of nitrate in the medium pressure ultraviolet/formate system
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摘要: 研究了中压紫外/甲酸盐(MPUV/ HCOO−)还原体系对硝酸盐(NO3−)的去除效能和机制。结果表明，MPUV/HCOO−体系的NO3−去除效果显著高于单独MPUV光解。当NO3−初始浓度为0.1 mmol·L−1，HCOO−投加量为1 mmol·L−1时，MPUV/HCOO−体系中NO3−的伪一级动力学降解速率(5.7×10−3 min−1)是单独MPUV(1.0×10−3 min−1)光解的5.7倍，且HCOO−的投加使得120 min后NO3−还原率由13.7%提升至44.1%。增大紫外光强和弱碱性pH环境均有利于NO3−降解。该研究认为，中压紫外直接光解NO3−以及由HCOO−转化生成的二氧化碳阴离子自由基(CO2·−)介导的还原过程被认为共同促进了NO3−的还原效率。利用激光闪光光解技术，首次定量了CO2·−与NO3−和NO2−的二级反应速率常数分别为1.57×106 L·(mol·s)−1和9.12×107 L·(mol·s)−1。MPUV/HCOO−体系将硝酸盐转化为亚硝酸盐，补充投加过氧化氢促进CO2·−的生成，CO2·−与亚硝酸盐反应进一步生成气态氮(氮气、氧化亚氮等)从水中脱除。在污水处理中，借助中压紫外消毒和生物处理系统中剩余碳源甲酸盐构建中压紫外/甲酸盐体系，有望强化污水深度脱氮，具有良好的应用前景。
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关键词:
- 硝酸盐 /
- 深度脱氮 /
- 中压紫外 /
- 甲酸盐 /
- 二氧化碳阴离子自由基(CO2·)
Abstract: In this study, the nitrate removal efficiency and mechanism in the combination of medium pressure ultraviolet and formate (MPUV/HCOO−) system was investigated. The results showed that the nitrate removal efficiency in the MPUV/HCOO− system was significantly higher than that of MPUV photolysis alone. When the initial NO3− concentration was 0.1 mmol·L−1 and the HCOO− dosage was 1 mmol·L−1, the pseudo-first-order degradation rate of NO3− in the MPUV/HCOO− system (5.7×10−3 min−1) was 5.7 times higher than that of MPUV photolysis alone (1.0×10−3 min−1). The addition of HCOO− increased the NO3− reduction efficiency from 13.7% to 44.1% after 120 minutes. Increasing MPUV intensity and weakly alkaline pH condition were conducive to nitrate degradation. This study indicated that the reduction efficiency of NO3− was collectively enhanced by the direct photolysis of NO3− by MPUV and the reduction process mediated by carbon dioxide radical anion (CO2·−) generated from HCOO−. Using the laser flash photolysis technology, the second order rate constants of the reaction between CO2·− and nitrate or CO2·− and nitrite were first quantified as 1.57×106 L·(mol·s)−1 or 9.12×107 L·(mol·s)−1, respectively. The MPUV/HCOO− system could lead to the transformation from NO3− to NO2−, supplemental hydrogen peroxide promoted the formation of CO2·−, which could react with NO2− and produce gaseous nitrogen (such as nitrogen gas and nitrous oxide) discharged from water. In wastewater treatment, the MPUV/HCOO− system could be constructed with the medium pressure ultraviolet disinfection and the residual formate as the carbon source of biological treatment, which is expected to strengthen the deep denitrification of sewage and has a good application prospect. -
在饮用水处理工艺中，超滤(utrafiltration，UF)技术因其优异的固液分离性能和出水生物安全性，已成为第三代净水工艺的核心技术[1-3]，但超滤对有机物的低去除能力使其必须和其他净水技术联合使用才能保证出水水质[4-6]。吸附和预氧化是应用最广泛的膜前预处理技术[7-9]。一方面，在众多吸附剂中，磁性阴离子交换树脂(magnetic anion exchange resin，MIEX)是近年来为针对水中天然有机物(natural organic matter，NOM)去除而专门开发的一种新型树脂[10]。MIEX树脂颗粒的粒径约为150~180 μm，是传统树脂粒径的1/5~1/2倍，因而具有更大的比表面积和更低的固相传质阻力，可以提供更多的吸附活性点位[11]。与水处理中最常用的吸附剂粉末活性炭(powder activated carbon，PAC)相比，MIEX对有机物的去除速率是PAC的40倍，而且去除的有机物分子质量范围也较PAC更广泛[12]。已有大量的研究证明，MIEX对NOM、消毒副产物以及离子型污染物都有很好的去除效果[13-15]。作为一种新兴的吸附净水技术，MIEX正在受到越来越多的关注[16-17]。另一方面，在众多的预氧化技术中，高铁酸盐(
FeO2−4 )作为一种新型绿色高效氧化剂[18-19]，集氧化、吸附和絮凝于一体，能够有效消减水中各类有机污染物[20-21]。高铁酸盐具有比传统氧化剂更高的氧化电势(在酸性条件下为E0=2.20 V，在碱性条件下为E0=0.72 V)，而且没有消毒副产物生成[22]。同时高铁酸盐还具有微絮凝效应，其氧化有机物后会在水中形成新生态氢氧化铁胶体，能够进一步去除水中的颗粒态和胶体态污染物[23]。目前，高铁酸盐已被广泛用于污水、废水和给水的水质净化等领域[24-27]。众多周知，氧化法能够破坏大分子的结构，进而将其转化为小分子化合物，吸附则优先去除小分子有机物。因此，将氧化和吸附耦合作为UF的预处理工艺，可使得两者在净水方面存在较好的协同效果。但是，高铁酸盐预氧化和MIEX吸附在净水方面的性能差异对比，以及二者耦合是否存在明显的协同净水效应，还未见有研究报道。基于此，本研究以地表水模拟微污染水源水，系统地对比分析了MIEX吸附和高铁酸钾(K2FeO4)预氧化在有机物去除性能方面的差异，探讨了两者在净水性能方面存在协同效应的可能性，从水质净化角度为UF预处理工艺的筛选优化提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
实验所用MIEX由澳大利亚ORICA公司生产并提供，平均粒径为180 μm。为保持性能，MIEX在使用前放置在饱和NaCl浓盐水中避光保存。每次使用时，取出适量MIEX置于烧杯中，用超纯水多次清洗至上清液电导率和纯水基本相同后备用[28]。树脂投加量按充分沉降后的湿体积计算。实验所用K2FeO4购自天津三江科技有限公司(纯度为99%，主要杂质为NaCl≤0.46%、Pb≤0.001%、As≤0.000 1%、水不溶物≤0.2%、干燥失重(150 ℃)≤1.0%)。在本实验中，高铁酸钾的投加方式为固体粉末投加。
实验中使用的原水来自于天津工业大学泮湖，使用前将湖水静置24 h去除较大颗粒物和表层悬浮物。稀释1倍后作为本实验进水，以模拟微污染水源水。实验进水综合水质特征为：实验原水的pH为8.31~8.37、浊度为1.93~1.96 NTU、UV254为0.187 1~0.190 0 cm−1、DOC为8.51~8.55 mg·L−1、电导率为1 716~1 718 mS·cm−1、
SO2−4 为140.2~143.4 mg·L−1。1.2 实验装置
K2FeO4预氧化实验和MIEX吸附实验均在ZR4-6型混凝实验搅拌仪中进行。搅拌速度为100 r·min−1，吸附和预氧化时间均为60 min。反应结束后沉淀30 min，取上清液经0.45 µm滤膜过滤后，再进行水质测定分析。
1.3 分析方法
pH使用HACH 2100AN型测定仪测定；浊度采用HACH2100Q型便携式浊度检测仪测定；UV254采用Agilent Craay60 UV-Vis紫外分光光度计进行测定；DOC采用岛津TOC-Vcph测定仪进行测定；有机物分子质量分布采用高效凝胶色谱分析，使用美国Waters公司生产的Waters 1515-2414型高效凝胶色谱仪，检测器为Waters 2414示差折光检测器，标准物质为聚乙二醇。实验进水中亲、疏水NOM组分的制备根据沈兆欢[29]提供的方法进行。
水样的三维荧光光谱(three-dimensional fluorescence spectrum, 3D-EEM)分析采用Perkin Elmer LS50B型荧光分光光度计(Perkin Elmer, New Jersey, USA)在室温(25 ℃)下进行。激发波长(excitation wavelength, Ex)为200~500 nm，扫描步长5 nm，发射波长(emission wavelength, Em)为200~600 nm，扫描步长为1 nm。激发和发射单色仪的狭缝宽度均设定为5 nm，扫描速度为1200 nm·min−1。采用荧光区域整合(fluorescence regional integration, FRI)技术对3D-EEM光谱数据进行分析。该方法先对3D-EEM图像及数据进行分区，激发-发射荧光光谱响应值矩阵分区与有机物种类对应关系[30]如表1所示。根据每个分区面积占总面积的比例计算每个区域的乘法因子Fi，再根据式(1)和式(2)计算标准化3D-EEM区域响应体积Φi,n，得出有机物构成情况[31]。
表 1 激发-发射荧光光谱响应值矩阵分区与有机物种类对应关系Table 1. Corresponding relationship between the matrix partition of excitation-emission fluorescence spectra response values and the types of organic matters区域 Em/nm Ex/nm 有机物类别 Ⅰ 250~325 200~250 类酪氨酸类蛋白质 Ⅱ 325~380 200~250 类色氨酸类蛋白质 Ⅲ 380~500 200~250 类富里酸 Ⅳ 250~380 250~400 可溶微生物代谢产物 Ⅴ 380~500 250~400 类腐殖酸 | Show Table
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Φi=∑ex∑emI(λexλem)ΔλexΔλem (1) Φi,n=FiΦi (2) 式中：I(λexλem)为三维荧光各点响应值总和；Fi为3D-EEM每个区域的乘法因子；Δλem为发射光谱扫描步长，nm；Δλex为激发光谱扫描步长，nm；Φi,n为3D-EEM区域响应体积。
1.4 协同效应系数
为评价K2FeO4预氧化和MIEX吸附两者之间的协同效应，采用协同效应系数评估两者对各项指标的协同去除情况，协同效应系数[32]根据式(3)进行计算。
S=−ηA−ηB−ηAηB−ηAB 式中：S为协同效应系数；ηA为MIEX对有机物的去除率；ηB为K2FeO4对有机物的去除率；ηAB为MIEX和K2FeO4联合对有机物的去除率。当S>1时，表明两者有协同作用。
2. 结果与讨论
2.1 MIEX和K2FeO4净水效果对比分析
1) MIEX和K2FeO4对有机物总量的去除。图1(a)和图1(b)分别为MIEX和K2FeO4投加量对DOC和UV254去除效果的影响规律，两者的去除率随MIEX和K2FeO4投加剂量的变化趋势相同。当MIEX的投加量由5 mL·L−1增至20 mL·L−1时，MIEX对DOC的去除率由17.7%增至50.9%，之后DOC的去除率明显有所减缓。MIEX规律在UV254的去除率方面表现更加明显，去除率由5 mL·L−1投加量下的48.7%增至20 mL·L−1投加量下的71.9%，之后去除率不再有明显变化。当K2FeO4投加量(以Fe计)由4.23 mg L−1增加至16.92 mg·L−1时，DOC的去除率由12.8%增至35.3%，UV254的去除率由14.4%增至53.0%。此后，DOC和UV254的去除率增长幅度均随K2FeO4投加量的进一步增加而明显减缓。在MIEX和K2FeO4的实验投加量范围内，MIEX对DOC和UV254的去除率均明显高于K2FeO4预氧化，这说明MIEX对总有机物和芳香族类有机物的去除效果均优于K2FeO4预氧化工艺。
图 1 不同剂量MIEX和K2FeO4对有机物去除效果Figure 1. Removal of organic matters by MIEX adsorption and K2FeO4 oxidation at different dosages2) MIEX和K2FeO4对不太亲疏水组分有机物的去除。图2为MIEX和K2FeO4预氧化对不同亲疏水组分有机物的去除效果。需要特别指出的是，基于图1所得到的实验结果，在图2及后续实验中，K2FeO4和MIEX的投加量分别设定在16.92 mg·L−1和20 mL·L−1。在本实验中，通过树脂分级制备方法将原水中NOM组分分成疏水酸性组分(HoA)、疏水碱性组分(HoB)、疏水中性组分(HoN)、弱疏水组分(WHo)和亲水性组分(HiM)，原水中总疏水总分(THo)是各疏水组分含量之和。对比MIEX吸附和K2FeO4预氧化对这些组分的去除率可以发现，MIEX吸附对每种单一疏水组分和疏水性NOM总量(THo)的去除率均相差不大，为44.9%~51.6%，但对亲水性组分的去除率明显高于疏水性组分，去除率可高达76.9%。相比之下，K2FeO4预氧化只对疏水酸性和疏水碱性组分的去除率较高，去除率分别为47.3%和50.5%，与MIEX的去除率相差不大，对疏水酸性组分的去除率甚至略高于MIEX。但K2FeO4预氧化对疏水中性组分的去除率仅为27.5%，对弱疏水组分几乎没有去除(去除率仅为7.8%)，这些均远远弱于MIEX的去除效果。K2FeO4预氧化对亲水性组分不但没有去除，预氧化出水中亲水性组分反而增加了21.5%，同时考虑到预氧化对总NOM的去除率为33.8%，这再次证实了预氧化能够促使某些疏水性NOM组分向亲水性NOM转化[33]。
图 2 MIEX和K2FeO4对亲疏水组分去除效果Figure 2. Removal of hydrophilic and hydrophobic components by MIEX adsorption or K2FeO4 oxidation3) MIEX和K2FeO4对不同种类有机物的去除效果分析。采用3D-EEM荧光光谱考察了MIEX吸附和K2FeO4预氧化对水中不同类型有机物的去除效果。图3(a)为原水的三维荧光光谱，图3(b)和图3(c)分别为MIEX吸附和K2FeO4预氧化出水的三维荧光光谱。原水在经上述2种预处理后，各组分有机物的荧光强度均有显著降低，其中，MIEX吸附对各组分有机物的消减幅度比K2FeO4预氧化更加明显。通过对三维荧光光谱进行荧光区域整合分析可以看出，原水中5种有机物质所占比例分别为类酪氨酸类蛋白质(Ⅰ)6.30%、类色氨酸类蛋白质(Ⅱ)8.56%、类富里酸(Ⅲ)19.08%、可溶微生物代谢产物(Ⅳ)33.51%和类腐殖酸(Ⅴ)32.55%。显然原水中IV和V类有机物占据主要成分，总占比为66.06%。MIEX对Ⅰ和Ⅳ类有机物去除率较低，仅为20.0%和26.2%；但对Ⅱ、Ⅲ和Ⅴ类有机物的去除率均较高，分别为52.5%、54.0%和56.7%。K2FeO4对Ⅰ、Ⅳ和Ⅴ类有机物的去除率均较低，去除率分别为16.6%、14.4%和17.7%；对Ⅱ类去除率较高，为46.2%，其次为Ⅲ类物质，去除率为39.3%。上述结果表明，MIEX对水中的Ⅱ、Ⅲ、Ⅴ类有机物有着较高的去除率，而K2FeO4优先去除水中II类有机物。两者对Ⅲ类物质均有较高的去除率，但对Ⅰ类物质的去除率均较低。
4) MIEX和K2FeO4对不同相对分子质量有机物的去除效果。对实验原水进行高效凝胶色谱分析发现，原水中有机物主要是中、小分子质量的有机物，其主要集中在10~15、1.7~2.7和0.2~1 kDa(图4)。通过对这3个分子质量区间对应的峰面积进行积分计算可知，MIEX对这3个分子质量的有机物均有很好的吸附和去除，由分子质量由高到低的3个峰所对应的去除率依次为60.7%、65.7%、74.9%。显然，MIEX对分子质量为0.2~1 kDa有机物的去除率最高，这与YU等[7]的研究结论是一致的。
K2FeO4预氧化对3个分子质量有机物的去除率由分子质量由高到低依次为31.3%、74.4%和34.8%。从去除率来看，K2FeO4预氧化对分子质量为1.7~2.7 kDa有机物的去除率最高，优于MIEX。对10~15 kDa有机物去除能力弱于MIEX。理论上，K2FeO4预氧化对分子质量为10~15 kDa有机物的去除率应该优于1.7~2.7 kDa的有机物，但测定结果却表明，预氧化对这一小分子有机物的去除率很低，这应该是因为高铁酸钾对更高分子质量的有机物去除并没有达到完全矿化，而是将大分子有机物氧化分解成小分子有机物，最终导致预氧化出水小分子有机物的去除率并不高[34]。
2.2 K2FeO4和MIEX的协同净水效果
1) K2FeO4和MIEX在有机物总量去除方面的协同效应分析。在对比了K2FeO4预氧化和MIEX吸附净水效果的差异之后，实验进一步分析了K2FeO4预氧化耦合MIEX吸附在净水性能方面的协同效应。图5反映了两者在有机物总量去除方面的协同效应。K2FeO4-MIEX联合处理对DOC的去除率可达84.7%，比单独MIEX吸附提高了33.8%，比单独K2FeO4预氧化提高了49.4%，两者对DOC去除的协同系数为2.08，这说明两者在有机物总量消减方面具有显著的协同去除效应。在对芳香族化合物(UV254)的去除方面，K2FeO4-MIEX联合处理对UV254的去除率为89.2%，比单独MIEX提高了17.3%，比单独K2FeO4预氧化提高了36.2%，两者对UV254去除的协同系数为1.22，也表现出一定的协同去除效应。
图 5 MIEX和K2FeO4对有机物去除效果Figure 5. Removal of organic matters by MIEX adsorption and K2FeO4oxidation2) K2FeO4和MIEX在亲疏水组分去除方面的协同性。图6反映了K2FeO4-MIEX联合预处理对水中亲疏水有机物组分的协同去除率。经过K2FeO4预氧化协同MIEX吸附处理以后，对每一种单一疏水组分、总疏水性有机物以及亲水性有机物的去除效果均有明显的提升，最明显的是对亲水性有机物的去除效果。联合处理去除率为87.6%，比单独MIEX吸附提高11.1%，比单独K2FeO4预氧化提高109.1%，对应的协同效应系数高达2.34。这是因为MIEX对亲水组分的去除率明显高于对疏水组分的去除率，而K2FeO4预氧化则能促使一部分疏水组分转化为亲水组分(图2)，更有利于MIEX的吸附去除。此外，联合预处理对弱疏水性有机物也表现出一定的协同去除效应，对应的协同效应系数为1.30，这可能是K2FeO4预氧化促使一部分疏水性组分向弱疏水性组分转化，而MIEX对弱疏水性组分的去除率又远高于K2FeO4的结果。
图 6 MIEX和K2FeO4对亲疏水组分协同去除效果Figure 6. Synergistic removals of hydrophilic and hydrophobic components by MIEX and K2FeO43) K2FeO4和MIEX在不同种类有机物去除方面的协同性。如图7所示，三维荧光光谱分析结果表明，K2FeO4-MIEX联合处理对五类有机物质的去除效果都较单独处理有一定改善，其中是对原水中主要成分Ⅴ类有机物的联合去除率改善最为明显，联合去除率高达77.3%，比单独MIEX吸附提高20.6%，比单独K2FeO4预氧化提高59.6%，对应的协同效应系数高达1.57。其次，联合预处理对MIEX和K2FeO4都不擅长去除的I类有机物也表现出一定的协同去除效应，协同效应系数为1.29。MIEX和K2FeO4对Ⅴ类和Ⅰ类有机物都表现出协同去除效应的原因可能有2点：一方面，类腐殖质和类酪氨酸类蛋白质都属于大分子质量有机物，MIEX对中小分子质量有机物去除率较高，但对大分子质量有机物去除率较差[7]；而K2FeO4预氧化可以把大分子质量有机物分解成为小分子质量的有机物，但很难完全矿化，所以去除率并不高[35]；但将两者联合时，K2FeO4可以先通过预氧化将这些大分子质量物质分解为中小分子质量的化合物，然后其再被MIEX吸附去除，所以联合预处理的效果较2种单独预处理方法均有明显改善。另一方面，K2FeO4预氧化的副产物会产生氢氧化铁，有微絮凝效应，但形成的絮体尺度很小，扫捕能力较弱[23]。当预氧化出水进入膜反应器与MIEX混合后，氢氧化铁微絮凝体在MIEX的微磁场作用下会发生磁絮凝效应，矾花尺度明显变大，这会使絮凝体对大分子物质的扫捕沉淀效果进一步加强[36]。
4) K2FeO4和MIEX对不同分子质量有机物的协同去除效应。图8反映了K2FeO4和MIEX联合预处理对不同分子质量有机物的去除效果。联合预处理对3个分子质量的有机物均较单独预处理有明显提高，联合去除率随分子质量由高到低依次达到了72.0%、90.2%和86.2%。协同效应结果表明，K2FeO4和MIEX在去除分子质量为0.2~1 kDa有机物时表现出了明显的协同效应，对应的协同效应系数为1.20。根据图4的结果可知，K2FeO4预氧化将大分子质量有机物转化为0.2~1 kDa的小分子有机物，而MIEX对分子质量0.2~1 kDa的有机物的去除效率最高，因此，K2FeO4和MIEX对这一分子质量的有机物表现出较好的协同效应。本实验所用原水中分子质量高于15 kDa的有机物几乎没有，进水中有机物分子质量分布整体偏低，这致使K2FeO4预氧化将大分子质量有机物转化为中小分子质量有机物的效果不是特别明显，导致K2FeO4和MIEX之间的协同效应系数比预期偏低，但这种协同去除效应的存在是毋庸置疑的。
图 8 K2FeO4-MIEX处理前后水中有机物分子质量分布Figure 8. Molecular weight distribution of organic matters before and after K2FeO4-MIEX treatment3. 结论
1)在微污染水源水净化实验中，MIEX吸附工艺对总有机物和芳香族类有机物的去除效果均好于K2FeO4预氧化工艺, K2FeO4-MIEX联合处理工艺效果较单独MIEX吸附工艺提高了33.8%，较单独K2FeO4预氧化工艺提高了49.4%，两种工艺在有机物总体去除方面表现出很好的协同效应。
2) K2FeO4-MIEX联合处理工艺对类色氨酸类蛋白质有机物的去除效果均较单独处理有明显改善，其中，对腐殖酸类有机物的协同去除效果最为明显，协同去除效应系数高达1.57。此外，二者在类酪氨酸类蛋白质的去除方面也表现出较好的协同去除能力，在一定程度上弥补了两种单独工艺对类酪氨酸类蛋白质去除能力较弱的缺陷。
3) K2FeO4预氧化工艺对疏水酸性和疏水碱性组分的去除率较高，同时增加了出水中的亲水性有机物含量；MIEX吸附工艺对亲水性组分的去除率明显高于疏水性组分，这使得K2FeO4-MIEX联合预处理工艺对亲水组分去除具有显著的协同效应，协同去除系数高达2.34。此外，二者在弱疏水性有机物的去除方面也有一定的协同去除效应，对应的协同效应系数为1.30。
4)凝胶色谱结果表明，MIEX吸附工艺对小分子质量的有机物去除率最高，K2FeO4预氧化工艺在有效去除中等分子质量有机物的同时，又促进了原水中大分子质量有机物向小分子质量有机物的转化，使得K2FeO4-MIEX联合预处理工艺对分子质量为0.2~1 kDa的有机物表现出明显的协同去除效应。
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图 1 甲酸盐浓度对MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的影响
Figure 1. Effects of formate concentrations on nitrate degradation in MPUV/HCOO− system
图 2 紫外光强对MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的影响
Figure 2. Effects of MPUV intensities on nitrate degradation in MPUV/HCOO− system
图 3 pH条件对MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的影响
Figure 3. Effects of pH conditions on nitrate degradation in MPUV/HCOO− system
图 5 MV2+竞争动力学法测定CO2·−与NO3−的二级反应速率常数
Figure 5. Determination of second-order reaction rate constant of CO2·− with NO3− using MV2+ competition kinetics method
图 7 MPUV/HCOO−体系降解硝酸盐的反应机制
Figure 7. Mechanisms of nitrate degradation in the MPUV/HCOO− system
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