-
挥发性有机物(volatile organic compounds, VOCs)是一类备受关注的气态污染物,严重危害着环境和人体健康[1]. 催化燃烧法是目前最常用的VOCs治理技术之一,具有去除效率高、运行费用低、二次污染少等优点. 贵金属具有优异的催化氧化VOCs的活性[2],但价格昂贵、稳定性较差,因此研究者们将目光转向非贵金属. 其中,过渡金属锰价态丰富,氧传递性好,在VOCs催化燃烧领域具有良好的应用前景[3-5]. Jung等[6]发现,煅烧温度会影响MnOx/γ-Al2O3表面吸附氧的比例,相比于500 ℃和700 ℃,900 ℃下煅烧制备的Mn/Al(900)的表面吸附氧比例最高,催化氧化甲苯的活性也最强(T90≈325 ℃, WHSV= 30000 mL·g−1·h−1);Huang等[7]探究了负载量对MnOx/HZSM-5催化氧化甲苯活性的影响,发现锰负载量为10%的MnOx/HZSM-5活性最佳(T90=267 ℃, WHSV = 15000 mL·g−1·h−1);本课题组[8]发现,增大载体孔径可提升MnOx/MCM-41催化氧化甲苯的活性,以孔径4.64 nm的MCM-41制备的MnOx/M3活性最高(T90=335 ℃, WHSV= 50000 mL·g−1·h−1).
相比于传统的水溶液浸渍法,合适地改变浸渍液溶剂可以改善催化剂性能. Tian等[9-10]和Xie等[11]分别用乙醇浸渍法和乙二醇辅助浸渍法将镍负载于介孔分子筛孔道内,大大提高了镍的分散度,从而改善了催化剂活性和稳定性. 但是,关于浸渍液溶剂对负载型锰基催化剂的结构及催化氧化VOCs性能的影响研究较少.
本文以MCM-41为载体,采用等体积浸渍法制备负载型催化剂MnOx/MCM-41,探究浸渍液溶剂(水、乙醇和乙二醇)对MnOx/MCM-41的结构及其催化氧化甲苯的性能的影响,并借助XRD、TEM、H2-TPR、O2-TPD和XPS等表征手段,探讨催化剂的构效关系.
-
将4.3735 g十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)溶于40 mL纯水中,再加入10 mL四甲基氢氧化铵溶液(TMAOH,25%),然后在剧烈搅拌下缓慢加入6 g二氧化硅(Aerosil 200). 室温下搅拌0.5 h后,将混合物倒入带有聚四氟乙烯内胆的反应釜中,150 ℃下水热反应166 h;之后取出产物,过滤、洗涤,80 ℃下干燥12 h,最后以2 ℃·min−1的速率升温至550 ℃,煅烧6 h.
-
水溶液或乙醇溶液浸渍法:将0.7232 g硝酸锰溶液(50%)溶于2.5 mL纯水或乙醇中,然后逐滴滴入1 g MCM-41中,MCM-41已事先在120 ℃下真空干燥了4 h;将混合物在室温下静置12 h后移入烘箱,100 ℃干燥12 h,最后以2 ℃·min−1升温至400 ℃,煅烧6 h. 催化剂记作MnOx/M-W或MnOx/M-ET.
乙二醇共浸渍法:将0.7232 g硝酸锰溶液溶(50%)和0.1254 g乙二醇(Mn2+与乙二醇的物质的量比为1:1)溶于2.5 mL纯水中,然后逐滴滴入1 g MCM-41中,MCM-41已事先在120 ℃下真空干燥了4 h,将混合物在室温下静置12 h后,移入烘箱,100 ℃干燥12 h,最后以2 ℃·min−1升温至400 ℃,煅烧6 h. 此催化剂记作MnOx/M-EG.
-
X射线衍射(XRD):在德国Bruker公司的D8 Advance X射线衍射仪上进行. 射线源为Cu Kα (λ=0.15406 nm,工作电压40 kV,电流40 mV. 小角度XRD扫描范围为2θ=1°—6°,步长0.01°,步速0.3 s·step−1. 广角XRD扫描范围为2θ=10°—80°,步长0.02°,步速0.1 s·step−1.
氮气吸附-脱附:在美国Micromeritics公司的TriStar Ⅱ物理吸附仪上进行. 测试前样品先在200 ℃下真空脱气4 h,在77 K恒温下进行测试. 分别采用BET法和BJH法计算样品的比表面积和孔径.
透射电子显微镜(TEM):在日本JEOL公司的JEM 2100plus型透射电子显微镜上进行. 取少量样品置于乙醇中,超声分散后滴加在铜网上,烘干后放入仪器进行观测.
氢气程序升温还原(H2-TPR):在标准型化学吸附仪Vdsorb-91i上进行:首先称取80 mg催化剂置于U型石英管内,通入氦气(30 mL·min−1),以10 ℃·min−1的速率升温至300 ℃,持续吹扫1 h;待温度降至室温后,将气氛切换为H2/Ar(5%,30 mL·min−1)的,然后以10 ℃·min−1的速率从室温升至700 ℃. 信号值由热导池(TCD)检测器记录.
氧气程序升温脱附(O2-TPD):在标准型化学吸附仪Vdsorb-91i上进行:首先称取80 mg催化剂置于U型石英管内,通入氦气(30 mL·min−1),以10 ℃·min−1的速率升温至300 ℃持续吹扫1 h;待温度降至室温后,将气氛切换为的O2/He(5%,30 mL·min−1),并持续通入2 h;然后再将气氛改为氦气(30 mL·min−1),继续吹扫0.5 h;最后以10 ℃·min−1的速率从室温升至800 ℃. 信号值由热导池(TCD)检测器记录.
X射线光电子能谱(XPS):测试机型为PHI 5000,用Al Kα(hv=1486.8 eV)作为激发光源,所得能谱经C 1s=284.6 eV进行校准,谱图使用MultiPak软件进行分峰拟合.
傅里叶变换红外光谱(FTIR):测试机型为美国Perkin-Elmer公司的Frontier红外光谱仪,测试参数为:扫描范围为650—4000 cm−1,分辨率为4 cm−1,扫描次数为32次.
原位红外(in situ DRIFTS):用来检测催化剂表面吸附物质的变化,原位反应池型号为美国Harrick Scientific公司的DRK-4. 测试步骤为:将粉末状催化剂填入原位反应池后,通入氮气(50 mL·min−1),以10 ℃·min−1的速率升至300 ℃持续吹扫1 h;待温度降至室温后,采集背景值,然后升至反应温度,气氛切换为甲苯反应气(3700 mg·m−3,79%N2+21%O2,50 mL·min−1),持续反应1 h,每10 min采1次样,测试参数与FTIR一致.
原子吸收光谱(AAS):测试机型为Thermo Fisher公司的iCE 3500型原子吸收光谱仪. 催化剂经消解、稀释、定容后,进入仪器进行检测.
-
催化剂活性评价在固定床石英反应器(内径6 mm)中进行,活性评价装置流程如图1所示. 测试条件为:总气量100 mL·min−1 (79%N2+21%O2),30 ℃恒温条件下,氮气鼓泡法制得甲苯浓度为3700 mg·m−3,催化剂用量为0.12 g(40—60目),质量空速为50000 mL·g−1·h−1,体积空速为21200 h−1.
反应器出口气体由自动进样器注入气相色谱(GC9890,俊齐仪器设备(上海)有限公司)分析其成分及浓度,气相色谱分析条件为:毛细管柱型号:SE-54;填充柱型号:TDX-01;柱箱温度:120 ℃;进样器温度:120 ℃;甲烷转化炉温度:350 ℃;FID检测器温度:250 ℃.
甲苯转化率X由式(1)计算.
式中,Tin为进口甲苯浓度(mg·L−1),Tout为出口甲苯浓度(mg·L−1).
-
图2为3种MnOx/MCM-41催化剂的XRD谱图. 如图2(a)所示,3种催化剂中,载体MCM-41的(100)、(110)和(200)晶面衍射峰在小角度XRD谱图上清晰可见,表明催化剂具有良好的有序介孔结构;3种MnOx/MCM-41催化剂的广角XRD谱图如图2(b)所示,MnOx/M-W和MnOx/M-ET在2θ=57°处出现了Mn2O3的衍射峰,在2θ=36°和43°处出现了MnO2的衍射峰[12],而MnOx/M-EG上没有出现明显的锰氧化物特征衍射峰,表明MnOx/M-EG上的锰氧化物粒径较小,高度分散[13].
-
图3(a)为3种MnOx/MCM-41催化剂的氮气吸附-脱附等温线,3种催化剂的等温线都为Ⅳ型,具有H1型迟滞环,表明催化剂具有介孔结构;如图3(b)所示,3种MnOx/MCM-41催化剂的孔径分布窄,表明负载锰氧化物后,载体结构依然高度有序,这与小角XRD结果一致. 3种催化剂的孔结构参数如表1所示,相比于载体MCM-41,负载锰氧化物后,3种催化剂的比表面积、孔容和平均孔径皆有所减少;其中,MnOx/M-EG的孔容和平均孔径分别为0.71 cm3·g−1和4.35 nm,均为3种催化剂中最低,可能是由于更多的小粒径锰氧化物颗粒进入载体孔道. MnOx/M-W和MnOx/M-ET中的锰组分则主要负载于MCM-41外表面,并在制备过程中逐渐聚集,最终形成较大的锰氧化物颗粒,广角XRD结果可以印证这一点.
-
图4为3种MnOx/MCM-41催化剂的TEM图. 3种催化剂中,载体MCM-41的有序介孔结构清晰可见,这与小角XRD结果一致. MnOx/M-W和MnOx/M-ET上可见不少较大粒径的锰氧化物颗粒,而MnOx/M-EG中的锰氧化物颗粒较小,粒度均一,分散度高. 此结果与广角XRD结果一致,表明乙二醇共浸渍法可改善锰氧化物在MCM-41上的分散性.
MCM-41表面含有丰富的硅羟基,硅羟基主要有孤立的硅羟基、偕羟基和氢键相连的硅羟基3种[14],金属前体物与由氢键连接的硅羟基作用往往会形成较大的金属颗粒,而与孤立的硅羟基作用可形成较小的金属颗粒[15]. Lv等[16]利用傅里叶变换红外吸收光谱对比了经过乙二醇预处理和不经过乙二醇预处理的SiO2的表面性质,发现经过预处理的SiO2表面上由氢键连接的硅羟基含量下降,因此制备的Ni/SiO2中金属分散度更高. 与水溶液和乙醇溶液浸渍法相比,乙二醇共浸渍法干燥过程中浓缩液的较低表面张力和较高黏度,可有效避免锰前体的重新分布和附聚,使得煅烧后的锰氧化物高度分散,并呈窄粒度分布[17].
-
3种MnOx/MCM-41催化剂的H2-TPR和O2-TPD结果如图5所示. MnOx/M-W和MnOx/M-ET的H2-TPR和O2-TPD谱图极为相似,MnOx/M-EG的则明显不同,说明乙二醇显著改变了锰氧化物的还原性质和表面氧物种性质.
MnOx/M-W和MnOx/M-ET在297 ℃处出现了归属Mn4+→Mn3+的还原峰,在421 ℃处出现了归属Mn3+→Mn2+的还原峰[18-19]. MnOx/M-EG的谱图中只出现了一个还原峰,但通过分峰拟合发现,此峰是由分别位于286 ℃处和339 ℃处的还原峰叠加形成,前者代表Mn4+→Mn3+还原过程,后者代表Mn3+→Mn2+还原过程. 如表2所示,MnOx/M-EG的还原峰温度低于MnOx/M-W和MnOx/M-ET,表明具有最强的氧化还原性. MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG的总耗H2量分别为1.14、1.11 、0.76 mmol·g−1,表明MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG中锰元素平均氧化态依次下降.
MnOx/M-W和MnOx/M-ET在73 ℃处出现吸附氧的脱附峰,在486 ℃处和637 ℃处出现晶格氧的脱附峰. Mn/M3-EG的谱图中只出现了两个脱附峰,分别为82 ℃处的吸附氧脱附峰和651 ℃处晶格氧的脱附峰[20]. 如表2所示,MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG的吸附氧与晶格氧比例(Oads/Olat)分别为0.18、0.21和0.25,表明MnOx/M-EG中吸附氧比例最高.
-
3种MnOx/MCM-41催化剂的Mn 2p3/2谱图如图6(a)所示,结合能在641.6 eV附近和643.5 eV附近的分峰分别归属Mn3+和Mn4+[21]. 如表3所示,MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG中Mn3+含量分别为39.7%、46.2%和50.8%,MnOx/M-EG中的Mn3+含量最高. 浸渍液中加入的乙二醇改变了MCM-41的表面性质,增加了孤立硅羟基的含量,进而增强了金属-载体相互作用,锰组分与MCM-41间的电子转移使得MnOx/M-EG表面生成了更多的Mn3+,这与H2-TPR分析结果一致.
图6(b)为MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG的O 1s谱图,结合能在532 eV和533.2 eV附近的分峰分别归属晶格氧(Olat)和吸附氧(Oads)[22]. 如表3所示,MnOx/M-W、MnOx/M-ET和MnOx/M-EG的吸附氧含量分别为25.9%、34.1%和35.8%,依次上升,此结果与O2-TPD分析结果一致.
根据电中性原则,Mn3+可作为氧空位(VO)存在的依据,原理如下[20]:
吸附氧通常易于吸附在氧空位处,因此锰氧化物中的Mn3+含量与吸附氧含量存在对应关系,MnOx/M-EG的Mn3+含量与吸附氧含量均为3种催化剂中最高,这与文献报道一致[23].
-
图7为甲苯在3种MnOx/MCM-41催化剂上的降解特性曲线. 采用不同浸渍液溶剂制备的催化剂的活性存在明显差异. 如表4所示,MnOx/M-EG的T10、T50和T90分别为233 ℃、255 ℃和268 ℃,皆为3种MnOx/M催化剂中最低,表明MnOx/M-EG催化氧化甲苯的活性最强.
3种催化剂活性顺序为:MnOx/M-EG>MnOx/M-ET>MnOx/M-W,这与上述催化剂表征结果相一致. XRD和TEM结果表明,乙二醇共浸渍法大大提高了锰氧化物的分散度,这能为反应提供更多活性位点. H2-TPR结果表明乙二醇共浸渍法能提升MnOx/M-EG的氧化还原性. O2-TPD和XPS结果表明,乙二醇使得Mn3+含量和吸附氧含量增加. 综上,乙二醇共浸渍法能改变MCM-41的表面性质,提高锰前体物与载体的相互作用,改善锰氧化物的分散性和氧化还原性,提升Mn3+含量和吸附氧含量,因此,增强了MnOx/M-EG催化氧化甲苯的活性.
-
在甲苯浓度3700 mg·m−3、质量空速为50000 mL·g−1·h−1、体积空速为21200 h−1和反应温度270 ℃条件下,测试了MnOx/M-EG的催化活性. 结果如图8所示,MnOx/M-EG在20 h内的催化活性总体保持平稳.
-
为探究甲苯在MnOx/M-EG上的降解反应过程,进行了MnOx/M-EG在250 ℃下催化氧化甲苯反应的原位红外实验,结果如图9所示. 1448 cm−1、1495 cm−1和1596 cm−1处为苯环骨架振动峰;3070 cm−1处为苯甲基ν(CH)的振动峰[24],表明甲苯在催化剂表面的被吸附活化;1417 cm−1和1540 cm−1处分别为羧酸盐ν(COOH)的非对称和对称振动峰,是苯甲酸的特征峰[25]. 随着反应时间的延长,各振动峰逐渐增强并最终达到平衡,表明MnOx/M-EG具有稳定的催化氧化甲苯的活性,与稳定性实验结果一致.
-
图10为MnOx/M-EG在230 ℃下催化氧化甲苯时反应尾气的红外谱图. 除了CO2的振动峰外,2882 cm−1和2937 cm−1处为亚甲基中对称ν(CH)的振动峰;3038 cm−1和3070 cm−1处为苯甲基的振动峰,表明甲苯被催化剂活化. 1076 cm−1和1110 cm−1处的振动峰属于苯甲醇,这是甲苯被初步氧化的产物. 1640 cm−1和1703 cm−1处的振动峰属于苯甲醛[26],这是苯甲醇被氧化的产物. 1357、1369、1421、1455 cm−1处为ν(COO)的振动峰[27],1500 cm−1和1608 cm−1处的振动峰可鉴定出苯甲酸,苯甲酸是苯甲醛被氧化的产物. 1435、1525、1752 、1795 cm−1处的振动峰属于马来酸,马来酸为一种长链有机物,可能是苯环的开环产物.
-
原位红外和气相红外检测到的苯甲基、苯甲醇、苯甲醛和苯甲酸等苯系物,为甲苯降解的中间产物;反应尾气中存在的马来酸极有可能是苯环断裂产生的,甲酸盐可能是甲基与苯环脱离的产物或者苯环被破坏的产物. 据此,推测甲苯在MnOx/M-EG上可能的降解途径如图11所示,甲苯先被活化脱氢,形成苯甲基,被吸附于催化剂表面. 然后苯甲基被氧化为苯甲醇、苯甲醛和苯甲酸. 随后苯环被破坏,苯甲酸裂解为马来酸、羧酸和甲酸等物质,最后被完全氧化为水和二氧化碳.
-
相比于水溶液和乙醇溶液浸渍法,采用乙二醇共浸渍法可改善MCM-41的表面性质,增强锰组分与载体之间的相互作用,从而提高锰氧化物的分散度、氧化还原性、Mn3+含量和吸附氧含量. 因此,MnOx/M-EG催化氧化甲苯的活性最强(T90=268 ℃,WHSV=50000 mL·g−1·h−1). 此外,采用乙二醇共浸渍法制备的MnOx/M-EG还具有较好的稳定性,20 h内的催化活性保持稳定.
红外结果表明,MnOx/M-EG催化氧化甲苯的反应途径为:甲苯先被活化脱氢,形成苯甲基,被吸附于催化剂表面. 然后苯甲基被氧化为苯甲醇、苯甲醛和苯甲酸. 随后苯环被破坏,苯甲酸裂解为马来酸、羧酸和甲酸等物质,最后被完全氧化为水和二氧化碳.
浸渍液溶剂对负载型MnOx/MCM-41结构及其催化氧化甲苯性能的影响
Influence of impregnation solvent on structure and catalytic oxidation of toluene over MnOx/MCM-41
-
摘要: 以MCM-41为载体,用水、乙醇和乙二醇作为浸渍液溶剂制备了3种负载型催化剂MnOx/MCM-41,采用XRD、TEM、H2-TPR、O2-TPD和XPS等对催化剂进行了表征,探究了浸渍液溶剂(水、乙醇、乙二醇)对MnOx/MCM-41的结构及催化氧化甲苯性能的影响. 结果表明,乙二醇作浸渍液溶剂可提高锰氧化物的分散度、氧化还原性和表面吸附氧的含量. 因而,在相同的质量空速下(WHSV = 50000 mL·g−1·h−1),相比于水溶液浸渍法制备的MnOx/M-W(T90=289 ℃)和乙醇溶液浸渍法制备的MnOx/M-ET(T90=277 ℃),乙二醇共浸渍法制备的MnOx/M-EG具有最强的催化活性(T90=268 ℃);20 h的稳定性评价实验结果表明,MnOx/M-EG具有较好的稳定性.Abstract: Three MnOx/MCM-41 catalysts were prepared by incipient wetness impregnation method using water, ethanol and ethylene glycol as solvents, and were marked as MnOx/M-W, MnOx/M-ET, and MnOx/M-EG, respectively. The influence of the impregnation solvents on the properties of MnOx/MCM-41 was studied by XRD, TEM, H2-TPR, O2-TPD and XPS. Moreover, the catalytic oxidation of toluene on three MnOx/MCM-41catalysts was investigated. The results showed that the ethylene glycol as impregnation solvent could improve the dispersion and redox properties of manganese oxides as well as the amount of surface adsorbed oxygen species on MCM-41. Under the same WHSV (50000 mL·g−1·h−1), the MnOx/M-EG exhibited the best catalytic activity (T90=268 ℃) compared to MnOx/M-W (T90=289 ℃) and MnOx/M-ET (T90=277 ℃). In addition, a 20 h stability test showed that MnOx/M-EG had good catalytic stability.
-
Key words:
- VOCs /
- MCM-41 /
- solvents of impregnation solution /
- catalytic oxidation.
-
我国重金属的生产量与消费量与日俱增,这带来了一系列环境污染问题[1-3]. 铬(Cr)具有高毒性、普遍性和持久性,被美国环保署(EPA)列为首要污染物之一[4]. Cr一般以两种形式存在于环境中:Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ). Cr(Ⅲ)毒性较小且不溶,而Cr(Ⅵ)毒性是Cr(Ⅲ)的100倍,且具有高度的溶解性和流动性[5],对人体有严重危害[6]. 全球大约80%的Cr被开采后用于冶金行业[7],这些Cr废弃物的自然浸出会使得Cr(Ⅵ)在环境中迁移,造成污染[8]. 我国每年产出大量的Cr废弃物[9],土壤中Cr含量平均值已达78.94 mg·kg-1[10],高于规定要求,需要对Cr污染土壤进行有效治理.
零价铁(ZVI)具有比表面积大、反应活性高、还原能力强等优点,被广泛应用于Cr(Ⅵ)污染土壤的修复[11-12]. 黄铁矿(FeS2)常被用于吸附有机污染物和重金属,其成分为Fe2+和S22−还原基团,可以有效地促进Cr(Ⅵ)的还原与固定[13]. 但ZVI容易表面聚集,会降低其还原能力,且在施用过程中存在过度释放Fe的问题[14],导致土壤孔隙度降低并引起骨料胶结,影响土壤结构[15];天然黄铁矿表面钝化严重[16],导致其与Cr(Ⅵ)反应较慢,这些问题限制了二者的应用. 生物炭(Biochar)是由富含碳的生物质在缺氧条件下热解产生的[17],其原料来源广且价格低[18],是一种环境友好型材料[19]. 生物炭表面官能团丰富,其中羟基、氧羧基和酚类官能团可与土壤中的污染物结合[20],羧酸(COOH)、C=O等可与重金属结合[21]. 生物炭的多孔结构和大比表面积为重金属提供了可观的吸附位点[22],可降低其在土壤中的迁移性[23],已被广泛应用于土壤修复方面[24-25]. 此外,生物炭可作为ZVI等金属材料的载体[26],起到分散作用,减缓钝化现象,有利于重金属污染的治理. 水热炭(Hydrochar)是指一定湿度的生物质在较低温度和一定压力下进行炭化得到的生物炭[27]. 相比热解炭,水热炭无需预处理,耗能低,产率高,孔隙结构发达,有机质含量更高[28-29],对污染土壤具有良好的修复潜力. Teng等[30]利用Fe改性水热炭降低了土壤中Pb和Sb的生物有效性. Xia等[31]制备氨基改性水热炭,施用后土壤中Cu、Pb和Cd的生物有效性、淋溶毒性及在水稻中的富集量均不同程度下降. 然而相比于热解生物炭的广泛应用,水热炭针对特定土壤环境的改性应用研究较少,需要进一步进行实验探究.
机械球磨法[32]可将材料尺寸粉碎至纳米级,并使元素分布均匀,经济高效且操作简单. 本实验采用机械球磨法将ZVI、黄铁矿分别负载在玉米秸秆水热炭上,制备成两种铁改性水热炭,主要目的如下:(1)通过土壤提取实验,研究ZVI、黄铁矿、水热炭及改性炭对土壤中Cr的固定作用,并测定土壤中有效铁的含量,验证两种改性水热炭是否有助于解决过度释放Fe的问题;(2)通过土柱淋溶实验进一步探索改性水热炭对土壤中Cr的固化效能,分析土壤中Cr的纵向迁移规律,同时对实验材料进行表征分析,初步探究水热炭对Cr污染土壤的机制,得出最佳改性水热炭.
1. 材料与方法(Materials and methods)
1.1 土壤与材料
Cr污染土壤取自山东省某化工厂,土壤风干后,去除石子等杂质,研磨后过40目筛备用,同时取普通未污染土壤进行相同处理. 对两种土壤基本理化性质进行测定,结果见表1. 主要实验仪器见表2,实验所用零价铁(ZVI)平均粒径为48 μm;黄铁矿(FeS2)平均粒径为45 μm.
表 1 土壤理化性质Table 1. Soil physicochemical properties土壤Soil pH 有机质/(g·kg−1)Organic matter 阳离子交换容量/(cmol·kg−1)Cation exchange capacity 总铬/(mg·kg−1)Total chromium Cr(Ⅵ)/(mg·kg−1) 有效铁/(mg·kg−1)Available iron 污染土壤 8.49 ± 0.05 40.64 ± 0.05 21.84 ± 1.05 9540.51 ± 7.5 1059.51 ± 5 27.86 ± 2.51 未污染土壤 7.64 ± 0.05 20.51 ± 1.04 12.44 ± 0.75 ND ND 4.86 ± 1.05 注:ND未检出. ND, no detected. 表 2 主要实验仪器Table 2. Main experimental instruments名称Instrument name 型号Product model 厂家Manufacturer 火焰原子吸收分光光度计 ICE 3500 赛默飞世尔科技公司 行星式球磨仪 QXQM-80 长沙天创粉末技术有限公司 马弗炉 SX2-8-10Z 上海博迅实业有限公司医疗设备厂 反应釜 SLM100 北京世纪森朗实验仪器有限公司 恒温振荡摇床 SHA-CA 常州恒睿仪器设备制造有限公司 扫描电子显微镜 FEI Quanta 400 FEG 美国FEI公司 傅里叶变换红外光谱仪 TENSOR Ⅱ 德国布鲁克光谱仪器公司 X射线光电子能谱仪 K-Alpha 赛默飞世尔科技公司 1.2 生物炭的制备与表征
将玉米秸秆置于马弗炉中,在500 ℃下反应3 h,制得热解生物炭(BC);将玉米秸秆与水以1:20的质量比混合后置于反应釜中,在300 ℃下反应1 h,制得水热生物炭(SBC);将SBC分别与ZVI、黄铁矿以不同质量比置于球磨机中,以550 r·min−1运行3 h,制得不同炭铁质量比的ZVI改性水热生物炭(ZBC)和黄铁矿改性水热生物炭(HBC),所有制得的生物炭均过100目筛使其均质. 对改性水热炭的表面形貌、官能团以及施加到土壤前后的元素及价态的变化进行表征.
1.3 实验设计
1.3.1 土壤提取实验
(1)热解炭与水热炭对土壤中Cr赋存形态的影响
以8 g·kg−1 的投加量向20 g污染土壤分别投加BC、SBC,混匀后置于50 mL离心管,调土壤含水率为30%,静置15 d后采用Tessier法[33]对土壤的Cr进行提取分析,每个处理重复3次并作对照实验.
(2)改性水热炭对土壤中Cr固化效能的影响
以10 g·kg−1 的投加量向10 g污染土壤分别投加不同改性水热炭,混匀后置于锥形瓶中,再加入100 mL水后放置于摇床中,设置速度为120 r·min−1振荡48 h,分时间取上清液过0.45 μm滤膜后测定总铬浓度,每个处理重复3次并作对照实验.
(3)不同材料对土壤中Cr固化效能的影响
以不同投加量向20 g污染土壤分别投加不同材料,混匀后置于50 mL离心管,调土壤含水率为30%,静置15 d后测定土壤浸出液总铬浓度,并对投加ZVI、黄铁矿、ZBC和HBC的土壤有效铁含量进行测定,每个处理重复3次并作对照实验.
1.3.2 土柱淋溶实验
向Cr污染土壤中分别加入5 g·kg−1的ZBC和HBC,保持土壤含水率为30%,在恒温培养箱中培养20 d备用,并作未施加炭的对照实验(CK). 土柱装置为高20 cm、内径4 cm的圆型有机玻璃柱,底部开口连接橡胶管,用于收集浸出液. 向土柱下层填充10 cm的未污染土壤,上层分别填充8 cm不同处理的污染土壤,每个处理重复3次. 从底部注水使土壤饱和后静置24 h,随后从顶部进行淋洗,淋洗液总体积为900 mL,采用间歇浸出法. 得到的浸出液过0.45 μm滤膜后测定总铬浓度. 实验结束后将土柱上下层分段取出,将上层土壤风干后过100目筛得到施加到土壤中的炭,并进行表征;测定下层土壤总铬与Cr(Ⅵ)浓度,观察Cr的纵向迁移性.
1.4 测定方法
土壤总铬浓度的测定参照HJ 491—2019,Cr(Ⅵ)浓度的测定参照HJ 1082—2019,土壤浸出液中总铬浓度的测定参照HJ 749—2015;土壤有效铁含量的测定采用火焰原子吸收分光光度法测定,测定前使用二乙基三氨五乙酸法浸提.
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 热解炭与水热炭对土壤中Cr赋存形态的影响
Tessier五步提取法可以把土壤中的Cr分为5种形态,这些形态按照生物利用度和其毒性大小由低到高依次为残渣晶格结合态(RES)、有机质及硫化物结合态(OM)、铁锰氧化物结合态(FeMnOx)、碳酸盐结合态(Cab)、金属可交换态(EXC). 结果如图1所示,与对照土壤相比,施用生物炭处理促进了EXC、Cab和FeMnOx向OM和RES转化,土壤中Cr的稳定性提高,毒性下降. EXC、Cab和FeMnOx组分主要由可溶性高、交换性较强的重金属离子及其碳酸盐态组成[34],这些组分的减少说明生物炭施用后土壤中Cr的稳定性提高. 除生物炭的吸附作用外[35],生物炭与Cr(Ⅵ)的静电吸引以及与Cr(Ⅲ)的络合反应[36]也可能是Cr稳定性提升的原因. 而与BC处理相比,SBC处理后(OM+RES)组分占比增加更为显著,这表明水热炭对土壤中Cr的固定效果更好,可能是由于水热炭拥有更丰富的表面官能团,通过配位键等作用将重金属由活性状态转化为惰性状态[37].
2.2 改性水热炭对土壤中Cr固化效能的影响
按炭铁质量比2:1、1:1、1:2,将ZVI改性水热炭依次记作Ⅰ-ZBC、Ⅱ-ZBC、Ⅲ-ZBC,将黄铁矿改性生物炭依次记作Ⅰ-HBC、Ⅱ-HBC、Ⅲ-HBC. 由图2可知,施用改性水热炭均降低浸出液总铬含量. 其中施用Ⅰ-ZBC、Ⅱ-ZBC、Ⅲ-ZBC浸出液总铬浓度分别下降27.4%、29.7%、30.0%,彼此无显著差异;施用Ⅰ-HBC、Ⅱ-HBC、Ⅲ-HBC浸出液总铬浓度分别下降32.0%、33.4%、38.9%,整体处理效果优于ZBC,Ⅲ-HBC处理效果突出.
从图2中看出,Cr的释放过程分为两个阶段[38]. 第一阶段土壤表面吸附的Cr和土壤中迁移性较强的Cr(Ⅵ)迅速释放到溶液中,浸出液总铬浓度快速升高. 与对照实验(CK)相比,添加ZBC、HBC后总铬含量显著降低,且增长速率减缓. 在反应进行1 h后进入第二阶段,此时Cr的释放由土壤颗粒表面转为内部,释放速度降低. 施加ZBC、HBC的土壤浸出液总铬浓度在4 h达到最大值后呈下降趋势. 而未投加炭的对照组总铬浓度在6 h后变化趋于平稳,但仍呈上升状态. 因此,施加ZBC、HBC对土壤中的Cr有固定作用. 根据实验结果,选择处理效果较好的Ⅲ-ZBC和Ⅲ-HBC进行后续实验研究,后续提到的ZBC、HBC均为Ⅲ-ZBC、Ⅲ-HBC.
2.3 不同材料对土壤中Cr固化效能的影响
从图3可知,随材料投加量的增加,土壤浸出液中总铬含量整体均呈下降趋势. ZVI在投加量为8 g·kg−1时达到最佳处理效果,此时总铬含量为29.012 mg·L−1,与对照组相比降低27.5%. 增大投加量到10 g·kg−1时,总铬浓度反而上升,可能是高投加量下ZVI会因其磁性造成颗粒团聚,导致炭表面活性位点减少[14]. 且ZVI将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)会在其表面形成氧化膜,阻碍活性位点与重金属接触[39]. 相比ZVI,黄铁矿处理效果更好,在投加量为8 g·kg−1时浸出液总铬含量降低到27.3 mg·L−1,与对照组相比降低31.8%. 在所有材料中,BC处理效果最差,投加量为10 g·kg−1时浸出液总铬含量仅降低13.4%,而SBC处理效果较好. 随SBC投加量的增加,其处理效果显著增强. 当投加量为10 g·kg−1时,浸出液总铬含量降低到26.4 mg·L−1,与对照组相比降低35.0%. 这可能是由于水热炭拥有更丰富的表面含氧官能团(如羧基、羟基等),对Cr有更强的吸附能力[40]. 两种改性水热炭处理效果更为优秀,且达到最佳处理效果所需投加量较低,节省材料使用量. 这可能是因为球磨改性后炭颗粒粒径变小,比表面积增大[41],ZVI、黄铁矿较好地负载到炭骨架上,且铁颗粒的团聚现象减弱,增强改性炭对土壤中Cr的吸附和还原能力[26]. 在5 g·kg−1最佳投加量下,ZBC处理后浸出液总铬含量降低到26.0 mg·L−1,比对照组降低35.8%;而HBC处理效果最好,其浸出液总铬含量降低到24.5 mg·L−1,比对照组降低39.6%.
施用ZVI、黄铁矿等进行土壤修复时存在Fe释放过度的问题[14],因此对投加ZVI、黄铁矿、ZBC和HBC的土壤中的有效铁含量进行测定,结果如图4所示.
随ZVI、黄铁矿投加量的增加,土壤中有效铁含量增加. 在最佳投加量8 g·kg−1的条件下,ZVI处理使土壤中有效铁含量增加40.1%,黄铁矿处理使土壤中有效铁含量增加10.1%. 而ZBC、HBC投加量的增加对土壤中有效铁含量影响较小,在投加量为5 g·kg−1的条件下,土壤中有效铁含量的分别增长0.6 mg·L−1和0.4 mg·L−1,涨幅均小于0.1%,有效解决Fe释放过度的问题.
2.4 改性水热炭的表征及固化土壤中Cr的机制分析
2.4.1 改性水热炭表面形貌及mapping分析
6种改性水热炭的表面形貌及对应的mapping测试结果见图5,可以看到经过球磨后,ZVI、黄铁矿在炭表面分散,炭的表面粗糙,结构不规则. 低铁炭掺杂比的炭存在着Fe元素分布较少或颗粒团聚的现象[14],这可能会导致炭有效孔隙和活性位点减少,降低炭的吸附能力. 随着铁炭掺杂比增大,Fe元素重量百分比上升,分布愈发均匀. 这可能是由于较多ZVI、黄铁矿可与水热炭在球磨过程中更充分地相互摩擦和碰撞,通过球磨介质的作用,使其在生物炭断裂、变形过程中分布到生物炭的表面及孔隙结构中[26],增加炭的活性位点,增强对Cr的吸附能力[42].
2.4.2 改性水热炭表面官能团分析
为进一步探究水热炭改性后对土壤中Cr的固定机理,对SBC和6种改性水热炭的红外特征峰进行分析(图6). O—H等氧化还原活性官能团被认为是生物炭氧化还原能力的驱动力[17],可与重金属阳离子交换[43]. 1730—1734 cm−1处羧基、醛、酮和酯类基团上的C=O峰和1612—1615 cm−1处C=C、C=O峰的强度随着铁炭掺杂比的增加而增大,说明改性后炭含氧官能团增加. C=O等含氧官能团可以为重金属提供大量结合位点,增加炭吸附能力,形成络合物[21]. 543 cm−1处为Fe—O的弱峰[44],证明Fe与含氧基团结合,成功地负载在水热炭表面.
2.4.3 改性水热炭元素价态分析
对两种改性水热炭施加到土壤前后的样品进行XPS测定,结果如图7所示. 观察全谱图可得,二者全谱图中均存在Fe峰,说明Fe成功负载到炭骨架上,其中HBC表面还存在S元素. 炭在施加到土壤后全谱图中均出现Cr峰,且O峰的强度增加,说明改性水热炭可能将Cr吸附在表面并形成铁铬氧化物. 对比施加前后的Fe2p谱图,代表Fe(Ⅱ)的峰强度均下降,Fe(Ⅲ)峰强度相对增强,表明ZBC、HBC中的Fe对土中的Cr(Ⅵ)具有还原能力. 在HBC的Fe2p谱图中,代表FeS2[45-46]的峰强度前后变化明显,这表明FeS2参与了对Cr(Ⅵ)的还原. Cr2p谱图中在577—579 eV处存在代表Cr(Ⅲ)的多重轨道分裂峰[47],表明炭表面存在Cr的氧化物和氢氧化物;在580 eV附近存在代表Cr(VI)的弱峰且拟合较差,进一步说明ZBC、HBC将污染土中的Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ),炭表面不存在或存在极少量的Cr(Ⅵ).
图 7 不同改性水热炭XPS谱图:Figure 7. XPS images of different modified hydrochar(a) ZBC施加到土壤前后的全谱图;(b) ZBC施加到土壤前的Fe2p谱图;(c) ZBC施加到土壤后的Fe2p谱图;(d) HBC施加到土壤前后的全谱图XPS谱图;(e) HBC施加到土壤前的Fe2p谱图;(f) HBC施加到土壤后的Fe2p谱图;(g) ZBC施加到土壤后的Cr2p谱图;(h) HBC施加到土壤后的Cr2p谱图(a) XPS survey of ZBC before and after it was placed to the soil; (b) Fe2p image of ZBC before it was placed to the soil; (c) Fe2p image of ZBC after it was placed to the soil; (d) XPS survey of HBC before and after it was placed to the soil; (e) Fe2p image of HBC before it was placed to the soil; (f) Fe2p image of HBC after it was placed to the soil; (g) Cr2p image of ZBC after it was placed to the soil; (h) Cr2p image of HBC after it was placed to the soil2.5 土柱淋溶实验
2.5.1 土壤淋溶液中Cr的释放
各土柱淋溶液中总铬累积含量变化如图8所示. 在淋溶初期,可溶态重金属快速释放到浸出液中[48],淋溶液中的重金属累积量均快速增加,当淋溶液体积达到300 mL时,ZBC、HBC凭借表面官能团和优秀的吸附性能,将土壤颗粒内部释放的Cr(Ⅵ)还原为较稳定的Cr(Ⅲ)并吸附在炭表面,使得淋溶液中总铬含量的增长速率减缓,而CK淋溶液中的总铬含量一直呈快速上升状态. 实验结束时CK、ZBC、HBC淋溶液总铬含量分别为1700.22、1235.22、1031.49 mg·L−1. 与CK相比,ZBC、HBC总铬含量分别下降27.3%、39.3%,均表现出良好的Cr固定效果,降低了Cr的迁移性.
土壤中重金属迁移、释放和转化的影响因素复杂,采用动力学模型拟合重金属的累积释放有助于了解过程,阐述机理. 双常数速率方程、抛物线扩散方程常用于描述土壤化学过程,表达式如下:
双常数速率方程:lny=a+blnx (1) 抛物线扩散方程:y=a+bx0.5 (2) 式中,y表示重金属释放量;x表示淋溶体积;a、b为常数.
双常数速率方程是一种经验方程,可用于反映重金属与土壤表面吸附亲和力的差异[49]. 而抛物线扩散方程常用于描述土壤内部物质的扩散,反映多个扩散机制共同控制的动力学过程[50]. 采用这两种方程对土壤中Cr的累积释放过程进行拟合,得到结果如图9、表3所示. 总的来说两种动力学模型均能较好地描述各土柱淋溶时释放Cr的动力学过程,这说明Cr在炭土环境中的释放机制复杂. 其中双常数速率方程对CK的拟合效果更为优秀,其模拟结果R2值为0.9985. 这说明未投加改性水热炭时,土壤表面吸附点位对Cr亲和力的差异较大,不能有效固定Cr. 抛物线扩散方程对ZBC和HBC的拟合效果更为优秀,其模拟结果R2值分别为0.9954、0.9887. 这说明投加改性水热炭后,土壤表面的Cr被有效吸附,淋溶液中的Cr主要来自于土壤颗粒内部的扩散作用.
表 3 总铬累积释放的动力学拟合结果Table 3. Kinetic fitting results of cumulative release of total chromium土柱Soil column 双常数速率方程Two-constant rate equation 抛物线扩散方程Parabolic diffusion equation a b R2 a b R2 CK 11.1507 0.7506 0.9985 −346.6836 69.6050 0.9882 ZBC 24.3499 0.5919 0.9900 −140.8598 49.7365 0.9954 HBC 32.3184 0.5203 0.9865 −41.4815 38.5962 0.9887 2.5.2 Cr在土柱中的纵向迁移
由图10可知,CK土柱中Cr表现出较强的纵向迁移性,在水的淋洗与重力沉降等作用下由上部污染土壤向下部未污染土壤迁移,最终CK土柱下部土壤中总铬浓度为1378.550 mg·kg−1,Cr(Ⅵ)浓度为197.802 mg·kg−1,污染严重. 与CK相比,施加ZBC和HBC后土柱下部土壤的总铬和Cr(Ⅵ)浓度明显下降,其中投加ZBC的土柱下部土壤中总铬含量相比CK降低31.4%,Cr(Ⅵ)浓度相比CK降低51.7%;投加HBC的土柱下部土壤中总铬含量相比CK降低56.3%,Cr(Ⅵ)浓度相比CK降低44.4%.
Cr(Ⅵ)在土壤中的离子态主要为HCrO4−和CrO4−,由于污染土壤pH为8.49,偏碱性,HCrO4−更多地转变为CrO4−. 负载ZVI的ZBC会与CrO4−在土壤中发生以下反应[51]:
2CrO2−4+3Fe0+16H+→2Cr3++3Fe2++8H2O (3) CrO2−4+3Fe2++8H+→Cr3++3Fe3++4H2O (4) (1−x)Fe3++xCr3++3H2O→CrxFe1−x(OH)3+3H+ (5) 通过Fe0、Fe2+的还原能力,最终将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ),并形成CrxFe1-x(OH)3,固定在土壤中. 从反应式可以看出,酸性条件更利于反应进行,而本实验污染土壤偏碱性,这可能是导致ZBC施加后总铬浓度降低效果较HBC差的一个原因. 而负载黄铁矿(FeS2)的HBC则与CrO4−在土壤中发生以下反应[52]:
FeS2+CrO2−4+4H2O→Fe3++Cr3++2S0+8OH− (6) 4S0+4OH−→S2O2−3+2HS−+H2O (7) HS−+S0→S2−2+H+ (8) 且最终Fe3+与Cr3+会发生式(5)反应. 其中S0及其水解产物(S2O32−、S22−)可长期保持土壤对Cr(Ⅵ)的还原能力[52]. 结合XPS表征结果,可知HBC中的FeS2参加反应,而在整个氧化过程中,FeS2可向Fe3+和SO42−提供15个电子,更有利于对Cr(Ⅵ)的还原,故施加HBC后土柱总铬浓度下降明显,更多的Cr(Ⅵ)被还原成Cr(Ⅲ)固定在土壤中. 但ZBC施加后Cr(Ⅵ)浓度降低效果优于HBC,结合浸出液总铬浓度进行分析,可能是由于土壤偏碱性,ZBC与土壤中的Cr(Ⅵ)反应较缓,未完全反应的Cr(Ⅵ)随淋洗液的冲洗快速下沉,使得浸出液中总铬浓度明显升高,而土柱中Cr(Ⅵ)浓度下降. 总的来看,施加HBC后土柱及其淋洗液中的总铬浓度下降程度更大,说明其对污染土壤中的Cr具有更好的固定效果.
3. 结论(Conclusion)
(1)施加水热炭(SBC)使土壤中稳定性高、毒性低的有机质及硫化物结合态(OM)和残渣晶格结合态(RES)的Cr增加17%,处理效果优于热解炭(BC).
(2)土壤提取实验表明,较大铁炭掺杂比(2:1)制备的改性水热炭ZBC、HBC在低投加量(5 g·kg−1)下对土壤中的Cr表现出更好的固定效果,与对照组相比其土壤浸出液中总铬浓度分别降低了35.8%、39.6%,既节省了材料用量,且不存在向土壤中过度释放铁的现象.
(3)土柱淋溶实验表明,Cr在炭土环境中的释放机制复杂,双常数速率方程对CK土柱拟合较好,表明未施加炭时,土壤表面吸附点位对Cr亲和力的差异较大,不能有效固定Cr;抛物线扩散方程对ZBC和HBC土柱拟合较好,表明投加炭后土壤表面的Cr被有效吸附,淋溶液中的Cr主要来自土壤颗粒内部的扩散作用.
(4)土柱实验结束后,ZBC土柱下部未污染土壤中总铬含量相比CK降低了31.4%,Cr(Ⅵ)浓度相比CK降低了51.7%;HBC土柱下部未污染土壤中总铬含量相比CK降低了56.3%,Cr(Ⅵ)浓度相比CK降低了44.4%. 结合表征结果可得,ZBC、HBC可吸附对土中的Cr,水热炭负载的Fe对土中的Cr(Ⅵ)具有还原能力,可将其还原成Cr(Ⅲ)固定在土壤中. HBC中存在FeS2,有效参与对Cr(Ⅵ)的还原,对污染土壤中Cr的固化效果更好. 此材料可为水热炭修复重金属污染土壤的应用提供思路与探索.
-
表 1 3种MnOx/MCM-41催化剂的孔结构参数
Table 1. Pore structure properties of three kinds of MnOx/MCM-41
样品 Sample 负载量 Mn content BET比表面积/(m2·g−1) BET surface area 孔容/(cm3·g−1) Pore volume 平均孔径/nm Average pore diameter MCM-41 — 745.9 0.92 4.64 MnOx/M-W 9.63% 609.6 0.73 4.57 MnOx/M-ET 9.16% 606.4 0.72 4.61 MnOx/M-EG 9.29% 624.5 0.71 4.35 表 2 3种MnOx/MCM-41催化剂的H2-TPR表征结果
Table 2. H2-TPR results of three kinds of MnOx/MCM-41
样品 Sample 还原温度/℃ Reduction temperature 耗H2量/(mmol·g−1) H2 consumption Oads/Olat 峰Ⅰ Peak Ⅰ 峰Ⅱ Peak II 峰Ⅰ Peak I 峰Ⅱ Peak II 总量 Total MnOx/M-W 297 421 0.80 0.34 1.14 0.18 MnOx/M-ET 297 421 0.69 0.36 1.05 0.21 MnOx/M-EG 286 339 0.26 0.50 0.76 0.25 表 3 3种MnOx/MCM-41催化剂的XPS结果
Table 3. XPS results of three kinds of MnOx/MCM-41
样品Sample Mn3+/% Mn4+/% Mn3+/Mn4+ Oads/% Olat/% Oads/Olat MnOx/M-W 39.7 60.3 0.66 25.9 74.1 0.35 MnOx/M-ET 46.2 53.8 0.86 34.1 65.9 0.52 MnOx/M-EG 50.8 49.2 1.03 35.8 64.2 0.56 表 4 3种MnOx/M CM-41催化剂催化氧化甲苯的活性
Table 4. The catalytic activity for toluene combustion over three kinds of MnOx/MCM-41
样品Sample T10/℃ T50/℃ T90/℃ MnOx/M-W 253 275 289 MnOx/M-ET 240 264 277 MnOx/M-EG 233 255 268 -
[1] 冯爱虎, 于洋, 于云, 等. 沸石分子筛及其负载型催化剂去除VOCs研究进展 [J]. 化学学报, 2018, 76(10): 757-773. doi: 10.6023/A18060250 FENG A H, YU Y, YU Y, et al. Recent progress in the removal of volatile organic compounds by zeolite and its supported catalysts [J]. Acta Chimica Sinica, 2018, 76(10): 757-773(in Chinese). doi: 10.6023/A18060250
[2] 陈丹, 田树梅, 石静, 等. 多孔氧化硅负载银催化剂催化消除VOCs的研究进展 [J]. 环境化学, 2020, 39(11): 3145-3152. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019082701 CHEN D, TIAN S M, SHI J, et al. Research progress in catalytic elimination of VOCs by porous SiO2 supported silver catalysts [J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(11): 3145-3152(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019082701
[3] HUANG N, QU Z P, DONG C, et al. Superior performance of α@β-MnO2 for the toluene oxidation: Active interface and oxygen vacancy [J]. Applied Catalysis A:General, 2018, 560: 195-205. doi: 10.1016/j.apcata.2018.05.001 [4] 黄海凤, 徐琴琪, 陈晓, 等. 整体式Mn基复合金属氧化物催化燃烧VOCs性能研究 [J]. 环境化学, 2018, 37(7): 1583-1590. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2017101307 HUANG H F, XU Q Q, CHEN X, et al. Catalytic combustion of VOCs by integral Mn-based mixed metal oxide [J]. Environmental Chemistry, 2018, 37(7): 1583-1590(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2017101307
[5] PENG Y X, ZHANG L, CHEN L, et al. Catalytic performance for toluene abatement over Al-rich Beta zeolite supported manganese oxides [J]. Catalysis Today, 2017, 297: 182-187. doi: 10.1016/j.cattod.2017.04.058 [6] JUNG S C, PARK Y K, JUNG H Y, et al. Effects of calcination and support on supported manganese catalysts for the catalytic oxidation of toluene as a model of VOCs [J]. Research on Chemical Intermediates, 2016, 42(1): 185-199. doi: 10.1007/s11164-015-2333-6 [7] HUANG H, ZHANG C H, WANG L, et al. Promotional effect of HZSM-5 on the catalytic oxidation of toluene over MnOx/HZSM-5 catalysts [J]. Catalysis Science & Technology, 2016, 6(12): 4260-4270. [8] 吴宇昊, 张健, 龙超. MCM-41孔径对负载MnOx催化氧化甲苯性能的影响[J]. 环境科学学报,2022, 42(4): 373-382. WU Y H, ZHANG J, LONG C, Influence of pore size of MCM-41 on catalytic oxidation of toluene over MnOx/MCM-41[J]. Acta Scientiae Circumstantiae,2022, 42(4): 373-382 (in Chinese)
[9] TIAN J Q, LI H C, ZENG X, et al. Facile immobilization of Ni nanoparticles into mesoporous MCM-41 channels for efficient methane dry reforming [J]. Chinese Journal of Catalysis, 2019, 40(9): 1395-1404. doi: 10.1016/S1872-2067(19)63403-0 [10] 田井清. 甲烷干重整催化剂的设计及其在工业尾气转化中的应用研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2020. TIAN J Q. Design of methane dry reforming catalysts and its application in industrial tail gas conversion[D]. Shanghai: East China Normal University, 2020(in Chinese).
[11] XIE T, SHI L Y, ZHANG J P, et al. Immobilizing Ni nanoparticles to mesoporous silica with size and location control via a polyol-assisted route for coking- and sintering-resistant dry reforming of methane [J]. Chem Commun, 2014, 50(55): 7250-7253. doi: 10.1039/C4CC01441C [12] WANG L, ZHANG C H, HUANG H, et al. Catalytic oxidation of toluene over active MnOx catalyst prepared via an alkali-promoted redox precipitation method [J]. Reaction Kinetics, Mechanisms and Catalysis, 2016, 118(2): 605-619. doi: 10.1007/s11144-016-1011-z [13] ZHANG C H, HUANG H, LI G Q, et al. Zeolitic acidity as a promoter for the catalytic oxidation of toluene over MnOx/HZSM-5 catalysts [J]. Catalysis Today, 2019, 327: 374-381. doi: 10.1016/j.cattod.2018.03.019 [14] van der MEER J, BARDEZ-GIBOIRE I, MERCIER C, et al. Mechanism of metal oxide nanoparticle loading in SBA-15 by the double solvent technique [J]. The Journal of Physical Chemistry C, 2010, 114(8): 3507-3515. doi: 10.1021/jp907002y [15] QU Z P, HUANG W X, ZHOU S T, et al. Enhancement of the catalytic performance of supported-metal catalysts by pretreatment of the support [J]. Journal of Catalysis, 2005, 234(1): 33-36. doi: 10.1016/j.jcat.2005.05.021 [16] LV X Y, CHEN J F, TAN Y S, et al. A highly dispersed nickel supported catalyst for dry reforming of methane [J]. Catalysis Communications, 2012, 20: 6-11. doi: 10.1016/j.catcom.2012.01.002 [17] QIU S B, ZHANG Q, LV W, et al. Simply packaging Ni nanoparticles inside SBA-15 channels by co-impregnation for dry reforming of methane [J]. RSC Advances, 2017, 7(39): 24551-24560. doi: 10.1039/C7RA00149E [18] XU H M, QU Z, ZHAO S J, et al. Different crystal-forms of one-dimensional MnO2 nanomaterials for the catalytic oxidation and adsorption of elemental mercury [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 299: 86-93. doi: 10.1016/j.jhazmat.2015.06.012 [19] 乔彤, 刘长红, 柳志刚, 等. 载体平衡离子对MnOx/ZSM-5催化NH3-SCR性能影响 [J]. 中国环境科学, 2021, 41(7): 3176-3183. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2021.07.020 QIAO T, LIU C H, LIU Z G, et al. The effect of equilibrium ion on the NH3-SCR performance of MnOx/ZSM-5 catalysts [J]. China Environmental Science, 2021, 41(7): 3176-3183(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2021.07.020
[20] JIA J B, ZHANG P Y, CHEN L. Catalytic decomposition of gaseous ozone over manganese dioxides with different crystal structures [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2016, 189: 210-218. doi: 10.1016/j.apcatb.2016.02.055 [21] CHENG G, YU L, HE B B, et al. Catalytic combustion of dimethyl ether over α-MnO2 nanostructures with different morphologies [J]. Applied Surface Science, 2017, 409: 223-231. doi: 10.1016/j.apsusc.2017.02.218 [22] SHAO Q, DONG H, ZHANG J, et al. Manganese supported on controlled dealumination Y-zeolite for ozone catalytic oxidation of low concentration toluene at low temperature [J]. Chemosphere, 2021, 271: 129604. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.129604 [23] ZHANG X J, ZHAO H, SONG Z X, et al. Insight into the effect of oxygen species and Mn chemical valence over MnOx on the catalytic oxidation of toluene [J]. Applied Surface Science, 2019, 493: 9-17. doi: 10.1016/j.apsusc.2019.06.255 [24] MO S P, ZHANG Q, LI J Q, et al. Highly efficient mesoporous MnO2 catalysts for the total toluene oxidation: Oxygen-Vacancy defect engineering and involved intermediates using in situ DRIFTS [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2020, 264: 118464. doi: 10.1016/j.apcatb.2019.118464 [25] WANG F, DENG J, IMPENG S, et al. Unraveling the effects of the coordination number of Mn over α-MnO2 catalysts for toluene oxidation [J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 396: 125192. doi: 10.1016/j.cej.2020.125192 [26] YANG W H, SU Z A, XU Z H, et al. Comparative study of α-, β-, γ- and δ-MnO2 on toluene oxidation: Oxygen vacancies and reaction intermediates [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2020, 260: 118150. doi: 10.1016/j.apcatb.2019.118150 [27] ZHANG Q, MO S P, LI J Q, et al. In situ DRIFT spectroscopy insights into the reaction mechanism of CO and toluene co-oxidation over Pt-based catalysts [J]. Catalysis Science & Technology, 2019, 9(17): 4538-4551. -