Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果

宣丽爽, 张成武, 姚禹, 张莉, 秦传玉. Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
引用本文: 宣丽爽, 张成武, 姚禹, 张莉, 秦传玉. Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
XUAN Lishuang, ZHANG Chengwu, YAO Yu, ZHANG Li, QIN Chuanyu. Mechanism and effect of phenol degradation by Fe3+-EDTA catalyzing CaO2 Fenton-like system[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
Citation: XUAN Lishuang, ZHANG Chengwu, YAO Yu, ZHANG Li, QIN Chuanyu. Mechanism and effect of phenol degradation by Fe3+-EDTA catalyzing CaO2 Fenton-like system[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902

Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果

    通讯作者: E-mail:qincyu@jlu.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金( 42177049 )和吉林省教育厅项目(JJKH20221028KJ)资助.

Mechanism and effect of phenol degradation by Fe3+-EDTA catalyzing CaO2 Fenton-like system

    Corresponding author: QIN Chuanyu, qincyu@jlu.edu.cn
  • Fund Project: the National Natural Science Foundation of China (42177049) and Jilin Provincial Department of Education Project (JJKH20221028KJ)
  • 摘要: 基于CaO2的类Fenton体系具有缓释H2O2、高效降解污染物、有效作用周期长等优点,在环境修复领域得到广泛应用. 但目前研究主要针对Fe2+/CaO2体系,关于Fe3+/CaO2的研究较少,而如何提高Fe3+活化CaO2的能力,是铁离子高效循环利用、污染物持续降解的关键. 本研究有针对性地建立了Fe3+/EDTA/CaO2体系,对其降解能力、作用机制、关键因素进行了深入分析,结果表明,Fe3+/EDTA/CaO2体系在中性条件下对苯酚的降解率在95%以上,EDTA的加入可以明显增加铁离子在中性环境中的溶解度,而且EDTA可以桥接CaO2和Fe3+,加快二者之间的电子转移速率,促进Fe3+/Fe2+循环,改善苯酚的降解效果;活性自由基测定的实验表明,降解苯酚起主要作用的活性自由基是羟基自由基(·OH),O2起到还原Fe3+的作用,促进Fe3+/Fe2+循环. 本研究对CaO2类Fenton体系的应用具有一定的理论意义.
  • 水体富营养化导致水体异味(off-flavor)是一个严重且普遍存在的环境问题. 异味将直接对饮用水和水产品的质量造成影响,并最终危害到饮用水和水产品的品质,造成消费者不安全感和渔业经济损失,因此水体中的异味物质研究受到越来越多的关注. 水体中最常见的两种异味物质是土臭素(geosmin)和 2-甲基异莰醇(2-methylisoborneol,2-MIB),这两种物质已经得到了较多的研究,在生活饮用水卫生标准[1]当中也规定了限量值. 但随着工业的发展和各种环境问题的爆发,仅仅关注这两种异味物质是不够的. 其他的水体异味,如土霉味、氯味、草木味、沼气味、芳香味、鱼腥味、药水味及化学品味等也需要引起我们的关注. 了解水体中异味物质的种类、分布和浓度水平是判断异味物质来源、采取针对性控制措施的基础,因此建立准确可靠并且可同时分析多种异味物质的方法十分必要.

    由于异味物质的嗅觉阈值极低,例如,土臭素和2-甲基异莰醇的嗅觉阈值分别为5—10 ng·L−1和1—10 ng·L−1,因此需要高效的样品前处理和高灵敏度的检测方法. 样品富集方法目前用的比较多的有吹扫捕集法[2-3]、分散固相萃取法[4]、闭环捕集[5-6]、液液萃取[7-8]、固相萃取[9-10]、搅拌棒吸附萃取[11-12]等. 这些方法大多费时费力,需要用到有机溶剂,前处理设备如果管路多,容易存在样品残留,引起交叉污染的状况. 而20世纪80年代发展起来的固相微萃取技术由于其富集能力强,无需使用有机溶剂而深受广大科研工作者的青睐,越来越多的应用于水中异味物质的分析检测[13-17]. 2016 年,我国颁布了国家标准检测方法《GB/T 32470—2016 生活饮用水臭味物质 土臭素和 2-甲基异莰醇检验方法》[18]. 该方法采用固相微萃取技术吸附样品中的土臭素和2-甲基异莰醇,顶空富集后用气质联用仪进行分离、测定. 但是手动固相微萃取,耗时长,每天能够检测的样品数量非常少,特别不利于大批量样品的检测,并且萃取头寿命较短.

    本研究中采用新的箭型固相微萃取(SPME Arrow)技术对水中的异味物质进行在线富集,涂层体积更大,加大了吸附容量,从而大大提高了富集倍数,进而提高了方法的灵敏度. 异味物质的检测技术方面,目前大多采用气相色谱-单四极杆质谱进行检测,检测的目标物种类比较少,不能满足当前水中异味物质多样化的检测需求,并且对复杂基质中的目标物检测存在基质干扰的情况. 本方法采用气相色谱-三重四极杆质谱对异味物质进行检测,提高了方法对复杂基质的抗干扰能力. 选取了57种常见的异味物质作为目标物,优化了萃取过程中对萃取效率有显著影响的关键参数,建立水体中多种异味物质的高效、稳定、全自动的SPME Arrow -气相色谱/三重四极杆质谱联用分析方法.

    PAL3自动样品前处理平台,包含孵化炉、SPME Arrow 老化模块、加热磁力搅拌模块(瑞士CTC Analytics公司);Agilent 7890B/7000D 三重四极杆气质联用系统,配备 EI 源(美国Agilent公司).

    异味物质标准品(固体标准品或溶液,上海安谱实验科技股份有限公司,标准品物质名称详见表1);氯化钠,乙酸,碳酸钠,均为优级纯(国药集团);甲醇,色谱纯(美国Merck公司);所用实验用水为现制备的超纯水.

    表 1  57种化合物保留时间、名称、CAS、定量离子对
    Table 1.  Retention time, name, CAS, quantitative ion pair of 57 compounds
    序号No.保留时间/minRT英文名称Name中文名称NameCAS定量离子对Quantitative ion pair
    12.941-Propanethiol1-丙硫醇107-03-976.0 -> 42.0
    23.161-Bromopropane1-溴丙烷106-94-5122.0 -> 43.0
    34.87n-Valeric aldehyde正戊醛110-62-344.0 -> 43.0
    44.472,3-Butandione2,3-丁二酮431-03-886.0 -> 43.0
    56.20Dimethyl disulfide二甲基二硫624-92-094.0 -> 79.0
    66.63β-Pineneβ-蒎烯127-91-393.0 -> 93.0
    76.79Diethyl carbonate碳酸二乙酯105-58-891.0 -> 63.0
    86.81n-Amylformate甲酸正戊酯638-49-370.0 -> 42.0
    97.20Isoamyl methyl ketone甲基异戊酮110-12-343.0 -> 43.0
    107.91Cumene异丙苯98-82-8105.0 -> 77.0
    118.52Cineole桉叶素470-82-6139.0 -> 43.0
    128.25Pyridine吡啶110-86-179.0 -> 52.0
    138.63Pyrazine吡嗪290-37-980.0 -> 53.0
    149.43p-Cymene对伞花烃99-87-6119.0 -> 119.0
    159.62Terpinolene萜烯586-62-9136.0 -> 121.0
    169.59pyrimidine嘧啶289-95-280.0 -> 53.0
    179.82Cyclohexanone环己酮108-94-198.0 -> 55.0
    189.901,3-Diethylbenzene1,3-二乙苯141-93-5105.0 -> 77.0
    1910.292,5-Dimethylpyrazine2,5-二甲基吡嗪123-32-0108.0 -> 108.0
    2010.374-tert-Butyltoluene4-叔丁基甲苯98-51-1133.0 -> 105.0
    2110.421,2,3-Trimethyl benzene1,2,3-三甲基苯526-73-8105.0 -> 105.0
    2210.42tert-Amylbenzene叔戊苯2049-95-891.0 -> 91.0
    2310.51Anisole苯甲醚100-66-3108.0 -> 108.0
    2410.53n-Butyl glycidyl ether正丁基缩水甘油醚2426-08-657.0 -> 57.0
    2511.48Pentyl valerate戊酸戊酯2173-56-085.0 -> 57.0
    2612.61Acetonylacetone丙酮基丙酮110-13-499.0 -> 99.0
    2713.022-Isobutyl-3-methoxypyrazine2-异丁基-3-甲氧基吡嗪24683-00-9124.0 -> 94.0
    2813.04N,N-DimethylacrylamideN,N-二甲基丙烯酰胺2680-03-798.0 -> 42.0
    2913.23Linalool芳樟醇78-70-693.0 -> 93.0
    3013.83Isoborneol acetate乙酸异冰片125-12-2136.0 -> 121.0
    3113.932-Methylisoborneol2-甲基异莰醇2371-42-8108.0 -> 93.0
    3214.44L-MentholL-薄荷醇2216-51-581.0 -> 81.0
    3314.44Dicyclohexylamine二环己基胺101-83-7138.0 -> 55.0
    3414.45trans-2-Decenal反-2-癸烯醛3913-81-355.0 -> 55.0
    3515.644-Ethylbenzaldehyde4-乙基苯甲醛4748-78-1134.0 -> 105.0
    3615.67Naphthalene91-20-3128.0 -> 128.0
    3716.31Perillaldehyde紫苏醛18031-40-8122.0 -> 79.0
    3816.44Ethyl salicylate水杨酸乙酯118-61-6120.0 -> 92.0
    3916.65Anethole茴香脑104-46-1148.0 -> 105.0
    4016.69Geosmin土臭素16423-19-1112.0 -> 97.0
    4116.792-Chlorophenol2-氯酚95-57-8128.0 -> 64.0
    4216.87α-Ionone2-紫罗兰酮127-41-3121.0 -> 77.0
    4316.912-Methylnaphthalene2-甲基萘91-57-6142.0 -> 142.0
    4416.93Guaiacol愈创木酚90-05-1109.0 -> 81.0
    4517.422,6-Dimethylphenol2,6-二甲基苯酚576-26-1107.0 -> 77.0
    4617.53p-Ethylaniline对乙基苯胺589-16-2106.0 -> 106.0
    4719.19Methyl cinnamate肉桂酸甲酯103-26-4131.0 -> 103.0
    4819.512,6-Dichlorophenol2,6-二氯苯酚87-65-0164.0 -> 63.0
    4920.072,4-Dichlorophenol2,4-二氯苯酚120-83-2162.0 -> 162.0
    5021.12Dihydrojasmonic acid methyl ester二氢茉莉酸甲酯24851-98-7153.0 -> 97.0
    5121.812,4,6-Trichlorophenol2,4,6-三氯酚88-06-2196.0 -> 97.0
    5222.414-Chlorophenol4-氯酚106-48-9128.0 -> 65.0
    5322.974-Chloro-m-cresol4-氯-3-甲酚59-50-7142.0 -> 107.0
    5423.16Ethyl vanillin乙基香兰素121-32-4166.0 -> 137.0
    5523.53Vanillin香兰素121-33-5152.0 -> 151.0
    5623.83p-Bromophenol对溴苯酚106-41-2172.0 -> 65.0
    5724.09Benzyl benzoate苯甲酸苄酯120-51-4212.0 -> 105.0
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    取 5.0 mL 水样,加入 1.0 g 氯化钠,置于 20 mL 螺口顶空瓶中. 旋紧瓶盖,置于顶空样品盘中,待测定.

    萃取前,将样品置于40 ℃ 下孵化3.0 min,然后将样品转移到加热磁力搅拌模块中,将 SPME Arrow 伸入样品上方顶空气相中,在40 ℃ 下顶空萃取30.0 min,最后在进样口解吸5.0 min.

    色谱柱:Agilent DB-WAX UI 气相色谱柱,30 m×0.25 mm×0.25 µm. 多模式(MMI)进样口:不分流进样,250 ℃. 载气类型及流速:He,恒流模式,流速1 mL·min−1. 炉温升温程序:在40 ℃ 下保持3.0 min,然后以10.0 ℃·min−1的速率升至250 ℃ 并保持10.0 min. 传输线温度280 ℃. 质谱离子源温度250 ℃. 检测模式:MRM模式,57种化合物保留时间及定量离子对详见表1.

    固相微萃取技术中吸附效率的影响因素主要包括萃取头涂层(固定相)、萃取时间、萃取温度、样品pH值和离子强度等. 本方案中着重考察了萃取时间、萃取温度、样品pH的影响. 另外在实验过程中发现了萃取头在进样口进入的深度对解析效率有显著影响,因此也对萃取头在进样口的深度进行了优化.

    萃取涂层的选择上考虑到水中的异味物质既有极性化合物,也有弱极性和非极性化合物,分子量比较小,沸点较低,所以一般选用三相复合涂层DVB/CAR/PDMS来满足多种异味物质的萃取要求[16]. Arrow萃取头的长度为2 cm,直径为1.1 mm和1.5 mm两种型号,比表面积大,吸附速度快,涂层体积大,灵敏度高. 本实验中,选择了1.1 mm直径的DVB/CAR/PDMS作为萃取涂层,能够得到非常优异的结果.

    萃取温度对固相微萃取有双重作用:温度升高,可以加快目标物的分子扩散速度,有利于尽快达到平衡,但是温度的升高,又使得涂层对待测物的吸附减弱,降低了灵敏度. 在本实验中,考察了萃取温度对57种分析物的影响,考察的温度范围从30 ℃到70 ℃. 结果表明,对于保留时间在21.0 min之前的化合物,萃取温度40 ℃能够达到最优的萃取效果. 当萃取温度高于40 ℃后,随着萃取温度的升高,这些化合物的响应值逐渐降低,这是由于温度的升高减弱了目标物在涂层上的吸附而导致的结果(图1). 而对于保留时间在21.0 min之后的化合物,随着萃取温度的升高,萃取效率一直是升高的趋势. 对于这些化合物而言,温度增加,分子扩散速度的增加更为明显. 考虑到保留时间21.0 min之前的化合物占了大多数,并且温度过高,水汽的量会增加,对Arrow也会有不利的影响,因此选择40 ℃为本实验的萃取温度.

    图 1  萃取温度对萃取效率的影响
    Figure 1.  Effect of extraction temperature on extraction efficiency.

    萃取时间即萃取达到平衡所需的时间,由待分析物的分配系数、物质的扩散速率、样品基质、样品体积、萃取头膜厚等因素决定. 本实验中,考察了萃取时间对萃取效率的影响,考察的时间范围从10 min到50 min. 结果表明,对于出峰时间较短的化合物,萃取时间10 min能够达到最优的萃取效果. 而对于出峰时间较长的化合物,随着萃取时间的加长,萃取效率一直是升高的趋势(图2). 在实际的实验中,通常选择具有较大萃取量且萃取时间不太长作为实际的萃取时间,考虑到本实验中仪器的运行时间为34 min,因此最终选择30 min为本实验的萃取时间.

    图 2  萃取时间对萃取效率的影响
    Figure 2.  Effect of extraction time on extraction efficiency

    两者在实质上是一样的,都是影响了基质的离子强度,从而影响了待分析物在样品和顶空气相之间的分配系数. 盐析是向待测样品中加入氯化钠或其他盐,使得溶液中的离子强度增加,从而减少了待测物在基质中的溶解,提高了待测物在顶空气相中的含量,从而提高了萃取效率. 本实验中向待测溶液中加入20%的氯化钠,增强离子强度,从而提高萃取效率[16] .

    pH的影响是通过调节酸碱度而影响了溶液中的离子强度从而改变了待测物在基质中的溶解性。在 本实验中,考察了样品的pH值对萃取效率的影响:向样品溶液中加入0.1 mL乙酸,使样品在酸性条 件下萃取,可以看到,对酚类等具有羟基的化合物的萃取有明显的促进作用,对酯类化合物的萃取也 有促进作用(图3);而 向样品中添加0.1 g碳酸钠,使样品在碱性条件下萃取,对吡嗪类化合物和醚类化合物的萃取有明显的促进作用(图4)。 从图中可以观察到,酸性条件下萃取对吡嗪类化合物 的负面影响非常显著,而碱性条件下萃取对酚类化合物的负面影响非常显著。因此,最终的实验为了兼顾所有化合物的萃取,实现一次萃取进样完成所有化合物的分析,选择的是中性的萃取条件(样品只添加20%的氯化钠)。

    图 3  酸性条件下萃取效率提高的代表性化合物
    Figure 3.  Some compounds with high extraction efficiency under acidic conditions
    (从上至下依次为中性条件、酸性条件、碱性条件)
    (neutral conditions, acidic conditions and alkaline conditions from top to bottom)
    图 4  碱性条件下萃取效率提高的代表性化合物
    Figure 4.  Some compounds with high extraction efficiency under alkaline conditions
    (从上至下依次为中性条件、酸性条件、碱性条件)
    (neutral conditions, acidic conditions and alkaline conditions from top to bottom)

    萃取头在气相进样口插入的深度对解析的效率有比较大的影响. 本实验优化了进样口插入深度对解析的影响,考察的进样口深度范围从40 mm到65 mm. 结果如图5所示,对于多模式进样口而言,萃取头在进样口插入的位置越深,峰型越尖锐,说明位置越深,解析的速度越快,解析效率也越高. 分析原因,应该是由于进样口中衬管的中下部位置温度是比较高的区域,因此,Arrow在进样口中的插入深度越深,解析速度越快,解析效率也越高.

    图 5  进样口深度对化合物解吸的影响
    Figure 5.  Effect of injection port depth on compound desorption

    配制浓度梯度为1.0、5.0、10.0、50.0、100.0、500.0 ng·L−1的标准溶液,按照上述优化后的条件,分别进行萃取:加入氯化钠(20%,M/M)以增强离子强度,提高萃取效率;然后在40 ℃下萃取30.0 min,最后在进样口插入深度65 mm的条件下解吸5.0 min. 用外标法建立校准曲线. 所有57个目标物中其线性相关系数均大于0.99.

    实际水样加标水平10 ng·L−1,化合物出峰状况良好,峰型尖锐,基本无干扰. 重复萃取测定10次,其中52种化合物RSD小于10%;两种酚类物质(2,6-二氯酚、2,4,6-三氯酚)和嘧啶的RSD值均大于10%,但小于20%(表2).

    表 2  57种化合物线性范围、相关系数、重复性、检出限
    Table 2.  Linear range, correlation coefficient, repeatability, MDL of 57 compounds
    序号No.保留时间/minRT中文名称Name线性范围/(ng·L−1线性相关系数R2相对标准偏差RSD方法检出限/(ng·L−1)MDL
    12.941-丙硫醇10—5000.99367.211.20
    23.161-溴丙烷10—5000.99567.261.24
    34.87正戊醛10—5000.99913.152.90
    44.472,3-丁二酮10—5000.99738.722.96
    56.20二甲基二硫1—5000.98881.180.49
    66.63β-蒎烯1—5000.99932.720.35
    76.79碳酸二乙酯10—5000.99588.121.02
    86.81甲酸正戊酯10—5000.99736.991.43
    97.20甲基异戊酮10—5000.99755.560.81
    107.91异丙苯10—5000.99976.020.46
    118.52桉叶素10—5000.99997.001.47
    128.25吡啶10—5000.99337.255.75
    138.63吡嗪10—5000.99206.792.90
    149.43对伞花烃10—5000.99032.130.73
    159.62萜烯10—5000.90063.101.02
    169.59嘧啶50—5000.998617.3518.03
    179.82环己酮10—5000.99029.503.34
    189.901,3-二乙苯10—5000.99938.191.07
    1910.292,5-二甲基吡嗪10—5000.99937.151.10
    2010.374-叔丁基甲苯10—5000.99946.051.96
    2110.421,2,3-三甲基苯10—5000.99896.631.30
    2210.42叔戊苯10—5000.99903.611.48
    2310.51苯甲醚10—5000.99786.750.77
    2410.53正丁基缩水甘油醚10—5000.99608.281.29
    2511.48戊酸戊酯10—5000.99672.150.82
    2612.61丙酮基丙酮10—5000.99301.211.69
    2713.022-异丁基-3-甲氧基吡嗪10—5000.99754.421.18
    2813.04N,N-二甲基丙烯酰胺200—10000.9998204.80
    2913.23芳樟醇1—5001.00004.780.92
    3013.83乙酸异冰片1—5000.99837.650.65
    3113.932-甲基异莰醇1—5001.00002.920.89
    3214.44L-薄荷醇10—5000.99808.713.22
    3314.44二环己基胺10—5000.99869.373.26
    3414.45反-2-癸烯醛10—5000.99898.661.57
    3515.644-乙基苯甲醛10—5000.99895.742.02
    3615.6710—5000.99989.852.98
    3716.31紫苏醛1—5000.99984.600.65
    3816.44水杨酸乙酯1—5000.99551.450.93
    3916.65茴香脑1—5000.99912.910.91
    4016.69土臭素1—5001.00001.090.22
    4116.792-氯酚1—5000.99845.140.77
    4216.872-紫罗兰酮1—5000.99581.970.81
    4316.912-甲基萘10—5000.99909.182.46
    4416.93愈创木酚10—5000.99965.991.41
    4517.422,6-二甲基苯酚10—5000.99987.381.88
    4617.53对乙基苯胺10—5000.99513.139.54
    4719.19肉桂酸甲酯10—5000.99713.161.41
    4819.512,6-二氯苯酚10—5000.986413.833.44
    4920.072,4-二氯苯酚10—5000.99914.241.43
    5021.12二氢茉莉酸甲酯10—5000.99527.963.53
    5121.812,4,6-三氯酚10—5000.986412.402.87
    5222.414-氯酚10—5000.99906.772.40
    5322.974-氯-3-甲酚10—5000.99923.151.09
    5423.16乙基香兰素100—5000.998376.41
    5523.53香兰素50—5000.99727.6715.70
    5623.83对溴苯酚10—5000.99925.861.85
    5724.09苯甲酸苄酯1—5000.99881.770.48
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    方法最低检出限(MDL)是根据同一浓度的10次测定的精密度来确定的. 配置1 ng·L−1的加标样品,平行测定10次,以3倍的标准偏差为方法检出限. 计算结果显示,52个化合物检测限小于5 ng·L−1,仅有4个化合物的方法检测限大于10 ng·L−1(详见表2). 在国家标准检测方法《GB/T 32470—2016 生活饮用水臭味物质 土臭素和2-甲基异莰醇检验方法》中采用传统的固相微萃取纤维的方式,土臭素和2-甲基异莰醇的检出限分别为3.8 ng·L−1和2.2 ng·L−1,而本方法中土臭素和2-甲基异莰醇的检出限分别达到0.22 ng·L−1和0.89 ng·L−1,相比传统的方法,灵敏度分别提高17倍和2.5倍. 因此,本研究建立的方法具有非常高的检测灵敏度.

    采用新型的箭型固相微萃取技术顶空富集水中的异味物质,然后转移至气相色谱进样口进行热解析,三重四极杆串联质谱进行异味物质的高通量筛查,方法优化过程中主要对萃取时间、萃取温度和样品pH值进行了优化,同时在优化过程中发现,对于多模式进样口来说,萃取头解析时进入进样口的深度对解析的速度和效率有显著的影响. 本方法采用了新型的箭型固相微萃取头萃取水中的异味物质,具有更高的灵敏度;整个方法前处理过程无需使用有机溶剂,减少环境污染,保护操作人员安全;萃取头小巧,方便携带,易于实现原位检测;萃取头采用金属材质,增强了机械性能,延长了使用寿命,箭型末端还能减小对隔垫的损伤. 2022年3月15日,国家卫生健康委员会发布《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2022),对饮用水中土臭素和2-甲基异莰醇的限量作出了明确的规定为10 ng·L−1,本方法完全能够满足该标准对饮用水和水源水的卫生检测要求.

  • 图 1  不同组分体系中苯酚的降解效果(a)及H2O2的浓度变化(b)

    Figure 1.  The degradation of phenol(a)and the change of H2O2 concentration(b)in different component systems

    图 2  EDTA浓度对Fe3+/EDTA/CaO2体系降解苯酚的影响(a)及动力学拟合(b)

    Figure 2.  Effect of EDTA concentration on the degradation of phenol(a)by Fe3+/EDTA/CaO2 system and kinetic fitting(b)

    图 3  Fe3+/CaO2和Fe3+/EDTA/CaO2体系中游离态铁离子的浓度变化

    Figure 3.  Changes in the concentration of free state iron ions in the Fe3+/CaO2 and Fe3+/EDTA/CaO2 systems

    图 4  不同组分体系中的苯酚降解效果(a)及H2O2浓度变化(b)

    Figure 4.  The degradation of phenol(a)in different component systems(b)

    图 5  掩蔽H2O2后Fe3+/EDTA/CaO2体系中Fe2+的浓度变化

    Figure 5.  The change of Fe2+ concentration after clearing H2O2 in the Fe3+/EDTA/CaO2 system

    图 6  30 min时体系中活性自由基的EPR图

    Figure 6.  EPR of reactive free radicals in the system at 30 min

    图 7  活性自由基的掩蔽(a)与探针实验(b)

    Figure 7.  Clearing (a) and probe experiments (b) of reactive free radicals

    图 8  不同体系中Fe2+浓度的变化

    Figure 8.  Changes of Fe2+ concentration in different systems

    图 9  不同因素对苯酚降解效果的影响

    Figure 9.  Effect of different factors on the degradation of phenol

    图 10  苯酚可能的降解途径

    Figure 10.  The possible degradation pathway of phenol

    表 1  GC-MS测得苯酚降解的中间产物

    Table 1.  Intermediate products of phenol degradation measured by GC-MS

    仪器出峰时间/min Peak time化合物 Compound分子结构 Molecular Structure取样时间/min Sampling time
    0103060120
    6.73苯酚
    12.5对苯二酚
    12.1邻苯二酚
    6.7对苯醌
    3.5乙醛酸
    仪器出峰时间/min Peak time化合物 Compound分子结构 Molecular Structure取样时间/min Sampling time
    0103060120
    6.73苯酚
    12.5对苯二酚
    12.1邻苯二酚
    6.7对苯醌
    3.5乙醛酸
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  • [1] FENTON H J H. Oxidation of tartaric acid in presence of iron [J]. Journal of the Chemical Society, Transactions, 1894, 65: 899-910. doi: 10.1039/CT8946500899
    [2] NEYENS E, BAEYENS J. A review of classic Fenton's peroxidation as an advanced oxidation technique [J]. Journal of Hazardous Materials, 2003, 98(1/2/3): 33-50.
    [3] ALEKSIĆ M, KUŠIĆ H, KOPRIVANAC N, et al. Heterogeneous Fenton type processes for the degradation of organic dye pollutant in water—The application of zeolite assisted AOPs [J]. Desalination, 2010, 257(1/2/3): 22-29.
    [4] SAFARZADEH-AMIRI A, BOLTON J R, CATER S R. The use of iron in advanced oxidation processes [J]. Journal of Advanced Oxidation Technologies, 1996, 1(1): 18-26.
    [5] KOCHANY J, LIPCZYNSKA-KOCHANY E. Application of the EPR spin-trapping technique for the investigation of the reactions of carbonate, bicarbonate, and phosphate anions with hydroxyl radicals generated by the photolysis of H2O2 [J]. Chemosphere, 1992, 25(12): 1769-1782. doi: 10.1016/0045-6535(92)90018-M
    [6] 方兴斌. CaO2催化氧化水中双酚A及化学缓释供氧的研究[D]. 上海: 华东理工大学, 2017.

    FANG X B. Bisphenol A degradation using Fe3+-activated CaO2 and O2 supply through CaO2 slow relasing in microbial systems[D]. Shanghai: East China University of Science and Technology, 2017(in Chinese).

    [7] 章琴琴, 丁世敏, 封享华, 等. Fenton法降解邻苯二甲酸二乙酯的动力学特征及其影响因素研究 [J]. 环境化学, 2020, 39(11): 3009-3016. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019082201

    ZHANG Q Q, DING S M, FENG X H, et al. Study on the degradation kinetic characteristics and influencing factors of diethyl phthalate by Fenton treatment [J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(11): 3009-3016(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019082201

    [8] 钱婧, 李威, 张银龙, 等. Fenton法/草酸钠-Fenton法降解典型抗癌药5-氟尿嘧啶 [J]. 环境化学, 2014, 33(7): 1229-1234. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2014.07.016

    QIAN J, LI W, ZHANG Y L, et al. Degradation of anticancer drug 5-fluorouracil by Fenton and oxalic-Fenton process [J]. Environmental Chemistry, 2014, 33(7): 1229-1234(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2014.07.016

    [9] LI T Y, ZHANG C W, ZHANG J Y, et al. Remediation of 2, 4-dichlorophenol-contaminated groundwater using nano-sized CaO2 in a two-dimensional scale tank [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2021, 15(5): 87.
    [10] ZHANG X, GU X G, LU S G, et al. Degradation of trichloroethylene in aqueous solution by calcium peroxide activated with ferrous ion [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 284: 253-260. doi: 10.1016/j.jhazmat.2014.11.030
    [11] WANG H F, ZHAO Y S, SU Y, et al. Fenton-like degradation of 2, 4-dichlorophenol using calcium peroxide particles: Performance and mechanisms [J]. RSC Advances, 2017, 7(8): 4563-4571. doi: 10.1039/C6RA26754H
    [12] LI Y M, WANG J, ZHANG A, et al. Enhancing the quantity and quality of short-chain fatty acids production from waste activated sludge using CaO2 as an additive [J]. Water Research, 2015, 83: 84-93. doi: 10.1016/j.watres.2015.06.021
    [13] ENGELMANN M D, BOBIER R T, HIATT T, et al. Variability of the Fenton reaction characteristics of the EDTA, DTPA, and citrate complexes of iron [J]. Biometals, 2003, 16(4): 519-527. doi: 10.1023/A:1023480617038
    [14] 陈东洋, 冯家力, 张昊, 等. 固相萃取/高效液相色谱法测定饮用水中苯并(a)芘及双酚A [J]. 分析测试学报, 2015, 34(7): 848-851. doi: 10.3969/j.issn.1004-4957.2015.07.017

    CHEN D Y, FENG J L, ZHANG H, et al. Determination of benzo(a) pyrene and bisphenol A in drinking water by solid phase extraction/high performance liquid chromatography [J]. Journal of Instrumental Analysis, 2015, 34(7): 848-851(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1004-4957.2015.07.017

    [15] 张成武. 基于Fe(Ⅱ)-STPP配合物活化分子氧的高级氧化体系降解对硝基酚的效果及机理[D]. 长春: 吉林大学, 2019.

    ZHANG C W. Reserch on the effect and mechanism of P-nitrophenol degradation by advanced oxidation technology based on activation of molecular oxygen by Fe(Ⅱ)-STPP complex[D]. Changchun: Jilin University, 2019(in Chinese).

    [16] LING Y H, LONG M C, HU P D, et al. Magnetically separable core-shell structural γ-Fe2O3@Cu/Al-MCM-41 nanocomposite and its performance in heterogeneous Fenton catalysis [J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 264: 195-202. doi: 10.1016/j.jhazmat.2013.11.008
    [17] BIAGLOW J E, KACHUR A V. The generation of hydroxyl radicals in the reaction of molecular oxygen with polyphosphate complexes of ferrous ion [J]. Radiation Research, 1997, 148(2): 181-187. doi: 10.2307/3579576
    [18] JOO S H, FEITZ A J, SEDLAK D L, et al. Quantification of the oxidizing capacity of nanoparticulate zero-valent iron [J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(5): 1263-1268.
    [19] PAN Y, SU H R, ZHU Y T, et al. CaO2 based Fenton-like reaction at neutral pH: Accelerated reduction of ferric species and production of superoxide radicals [J]. Water Research, 2018, 145: 731-740. doi: 10.1016/j.watres.2018.09.020
  • 期刊类型引用(1)

    1. 辛思怡,张成武,王瑛琪,王德玉,赵薇,秦传玉,任黎明. 氨基羧酸类配体强化Fe~(2+)活化分子氧降解对硝基酚. 中国环境科学. 2024(10): 5630-5638 . 百度学术

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出版历程
  • 收稿日期:  2022-04-09
  • 录用日期:  2022-07-29
  • 刊出日期:  2023-09-27
宣丽爽, 张成武, 姚禹, 张莉, 秦传玉. Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
引用本文: 宣丽爽, 张成武, 姚禹, 张莉, 秦传玉. Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
XUAN Lishuang, ZHANG Chengwu, YAO Yu, ZHANG Li, QIN Chuanyu. Mechanism and effect of phenol degradation by Fe3+-EDTA catalyzing CaO2 Fenton-like system[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902
Citation: XUAN Lishuang, ZHANG Chengwu, YAO Yu, ZHANG Li, QIN Chuanyu. Mechanism and effect of phenol degradation by Fe3+-EDTA catalyzing CaO2 Fenton-like system[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3148-3156. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022040902

Fe3+-EDTA催化CaO2类Fenton体系降解苯酚的机制及效果

    通讯作者: E-mail:qincyu@jlu.edu.cn
  • 吉林大学新能源与环境学院,长春,130021
基金项目:
国家自然科学基金( 42177049 )和吉林省教育厅项目(JJKH20221028KJ)资助.

摘要: 基于CaO2的类Fenton体系具有缓释H2O2、高效降解污染物、有效作用周期长等优点,在环境修复领域得到广泛应用. 但目前研究主要针对Fe2+/CaO2体系,关于Fe3+/CaO2的研究较少,而如何提高Fe3+活化CaO2的能力,是铁离子高效循环利用、污染物持续降解的关键. 本研究有针对性地建立了Fe3+/EDTA/CaO2体系,对其降解能力、作用机制、关键因素进行了深入分析,结果表明,Fe3+/EDTA/CaO2体系在中性条件下对苯酚的降解率在95%以上,EDTA的加入可以明显增加铁离子在中性环境中的溶解度,而且EDTA可以桥接CaO2和Fe3+,加快二者之间的电子转移速率,促进Fe3+/Fe2+循环,改善苯酚的降解效果;活性自由基测定的实验表明,降解苯酚起主要作用的活性自由基是羟基自由基(·OH),O2起到还原Fe3+的作用,促进Fe3+/Fe2+循环. 本研究对CaO2类Fenton体系的应用具有一定的理论意义.

English Abstract

  • 芬顿技术(Fenton)是一种高级氧化技术,产生的羟基自由基(·OH)氧化能力极强(E=2.8 V),能同时降解有机和无机污染物,在环境领域具有良好的应用前景[1-3]. 但由于使用的试剂过氧化氢(H2O2)在水体环境中不能稳定存在,易分解成H2O和O2,利用率较低[4-5]. 为克服传统Fenton技术的不足,学者们提出利用过氧化钙(CaO2)代替H2O2参与反应的类Fenton技术. CaO2可以在环境水体中缓慢释放H2O2,具有试剂有效期长、H2O2利用率高、pH适用范围广等传统Fenton技术没有的优点,目前已被学者和工程人员广泛研究和应用(如反应式1—4所示)[6]. 然而,现有研究大多是针对Fe2+和CaO2的反应体系,关于Fe3+和CaO2反应的研究相对较少[7-8]. 而且CaO2缓释H2O2的过程中会产生Ca(OH)2,提高溶液的pH,使铁离子沉淀析出影响催化效果,因此铁离子利用率较低. 如何促进铁离子溶解,强化Fe3+/Fe2+循环,对实现铁离子高效利用、增强体系降解性能具有重要的实际意义. 一些学者发现,Fe3+与乙二胺四乙酸盐(EDTA)、三聚磷酸盐(STPP)、草酸盐(OA)等配体络合可以抑制铁沉淀的生成[9-11]. 此外,引入配体也可以有效降低Fe3+/Fe2+的氧化还原电位,增强电子传递速率,促进Fe2+催化CaO2产生更多的·OH,提高反应效果[12].

    EDTA是一种十分常用的代表性螯合剂,能和碱金属、稀土元素和过渡金属等形成稳定的水溶性络合物,其与Fe3+形成络合物后可以抑制铁离子沉淀,提高铁离子的利用率. 与其他配体相比,EDTA具有更强的螯合能力,其与Fe2+和Fe3+络合的稳定常数可以达到14.27和24[13]. 本文选用EDTA作为CaO2类Fenton体系的配体,以苯酚为目标污染物,研究了不同因素(EDTA浓度、Fe3+浓度、CaO2投加量、初始pH值)对Fe3+/EDTA/CaO2体系降解苯酚的影响及作用机理,揭示了EDTA增强铁离子溶解及循环、CaO2加快反应体系启动的重要作用,并确定了体系中活性自由基的产生及作用机制,为CaO2类Fenton体系在水环境修复中的应用提供一定的理论依据.

    • 六水合三氯化铁、乙二胺四乙酸二钠、过氧化氢、钼酸铵、二水合磷酸二氢钠、十二水合磷酸氢二钠、邻菲啰啉、乙酸、乙酸铵(分析纯,天津光复精细化工研究所);过氧化钙、抗坏血酸(分析纯,国药集团化学试剂有限公司);苯酚(分析纯,北京化工).

    • 分析天平(PL203,梅特勒-托利多仪器公司);pH计(PHB-4,上海雷磁);磁力搅拌器(HJ-6A,金坛市医疗仪器厂);紫外-可见分光光度仪(EVOLUTION 201,赛默飞世尔科技公司);高效液相色谱仪(Agilent1100,美国Agilent);气相色谱-质谱联用仪(Agilent 6890/5973,美国Agilent).

    • 实验在250 mL血清瓶中进行,向200 mL 50 mmol·L−1的磷酸缓冲溶液(pH=6.5)中加入一定量的苯酚,使溶液中的苯酚浓度为50 mg·L−1. 投加不同体积100 mmol·L−1 Fe3+-EDTA(物质的量比为1:0.5)混合溶液(反应溶液的体积变化可以忽略不计),混合均匀后,投加一定量的CaO2,实验计时开始. 反应过程中,在既定时间取出0.5 mL样品,然后迅速加入0.5 mL无水乙醇终止反应,用0.22 µm滤头过滤到安捷伦样品瓶中. 如无特殊说明,体系中Fe3+浓度为1 mmol·L−1,EDTA浓度为0.5 mmol·L−1,CaO2浓度为0.75 g·L−1,反应过程中体系的pH保持在6.5. 每组设3个平行样取平均值,实验数据的标准误差不超过5%.

    • 运用高效液相色谱法测定苯酚的含量[14]. 色谱柱型号为SB-C18(ϕ4.6 mm×250 mm,5 µm),采用等度洗脱,流动相体积比为乙腈:水=40:60. 进样量为10 µL,流速为1 mL·min−1,柱温为30 ℃,VWD波长为270 nm,出峰时间为3.1 min左右.

    • 采用气相色谱-质谱联用法(GC-MS)以及液相色谱-质谱联用法(LC-MS) 测定中间产物,样品前处理过程如下[15]:在不同的反应时间(0、10、30、60、120 min)收集100 mL样品,加入乙酸乙酯进行萃取,将上层清液取出加入适量无水硫酸钠干燥脱水,将脱水后的溶液迅速倒入65 ℃的旋转蒸发仪中,蒸发浓缩后用0.22 µm滤膜过滤得到GC-MS所需的样品. 测试条件如下: 以不分流模式注入1 μL样品,色谱柱温度以20 ℃·min−1的速度从40 ℃升到200 ℃保持4 min,以10 ℃·min−1的速度从200 ℃升到250 ℃保持5 min. 在EI模式下获得质谱,电子能量为70 eV; 将待测样品以 20 μL 的进样量注入LC-MS系统,洗脱液为乙腈,流速为0.2 mL·min−1,采用负离子扫描模式在m/z范围30—150获得质谱.

    • 选用钼酸铵法测定溶液中的H2O2浓度[16]. 取出适量样品后用0.22 µm滤头过滤,将1 mL过滤后的样品和1 mL 2.4 mmol·L−1的钼酸铵溶液加入到10 mL离心管,用去离子水稀释至10 mL. 显色15 min后用紫外-可见分光光度计在450 nm处检测样品的吸光度. 根据标准曲线可以得到H2O2的浓度.

    • Fe2+浓度采用1,10-菲咯啉显色法测定[17]. Fe2+在pH=3—9时与1,10-菲咯啉反应生成稳定的橙红色络合物,橙红色络合物的吸光度与浓度的关系符合朗伯-比尔定律,可通过测定橙红色络合物在510 nm处的吸光度换算出溶液中Fe2+的浓度. 加入抗坏血酸将Fe3+还原为Fe2+,由此可得到总铁离子的浓度.

    • ·OH探针实验[18]:测定反应过程中·OH的累积浓度. 苯甲酸与·OH反应生成邻-羟基苯甲酸、间-羟基苯甲酸、对-羟基苯甲酸的3种异构体,且它们的产量比为邻-羟基苯甲酸∶间-羟基苯甲酸∶对-羟基苯甲酸=1.7∶2.3∶1.2,利用高效液相色谱仪检测对-羟基苯甲酸的产量,进而可知体系生成·OH的产量. 掩蔽实验:分别利用氯仿(CHCl3,157 mmol·L−1)、叔丁醇(TBA,63 mmol·L−1)分别作·O2、·OH的掩蔽剂. 后续通过高效液相色谱仪检测反应过程中苯酚浓度的变化情况.

    • 为了探究体系中各组分对苯酚降解的作用,考察了不同组分体系中苯酚的降解效果,结果如图1(a)所示. 在单独CaO2、EDTA/CaO2和Fe3+/CaO2的条件下,苯酚浓度在120 min内均没有明显变化,说明单独CaO2的氧化能力不足以氧化苯酚,添加EDTA不能直接对CaO2起到作用,而缺少EDTA的Fe3+/CaO2也因为铁离子易沉淀、电子传递速率慢的原因,而无法有效降解苯酚;在Fe3+/EDTA/CaO2中,苯酚的降解分为初始缓慢降解阶段和随后的快速降解阶段,120 min时苯酚的降解率在95%以上. 结合不同组分条件下H2O2浓度的变化(图1(b))可知,在单独CaO2、EDTA/CaO2和Fe3+/CaO2的条件下H2O2浓度在前20 min内迅速升高,之后几乎没有变化,而在Fe3+/EDTA/CaO2中前20 min内H2O2浓度的上升速度明显减缓,这说明有一部分H2O2是被缓慢消耗的,20 min后H2O2消耗速率加快,苯酚降解速率也随之加快,直到120 min时苯酚完全降解,说明苯酚降解与H2O2有关,H2O2消耗速率越快苯酚降解效果越好. 综合以上结果可以分析出:只有在Fe3+、EDTA、CaO2 等3种组分均在时,CaO2水解释放的H2O2才能与Fe3+快速地发生类Fenton反应氧化降解污染物.

    • 图2(a)显示了EDTA浓度对Fe3+/CaO2降解苯酚的影响:没有投加EDTA时,Fe3+/CaO2几乎不降解苯酚,而分别投加了0.125、0.25、0.5、1、2 mmol·L−1的EDTA后,120 min时苯酚去除率分别提高至55.7%、72.2%、100%、100%和87.2%. 由此可见,投加EDTA可以有效地促进Fe3+/CaO2氧化降解苯酚,当EDTA浓度小于0.5 mmol·L−1时EDTA浓度越高苯酚的降解效果越好,但随着EDTA浓度从0.5 mmol·L−1增加至2 mmol·L−1,苯酚的降解速率并没有进一步加快甚至反而受到抑制,这可能是因为过量的EDTA会与苯酚竞争·OH,导致苯酚的降解效果变差,因此在本研究中选取0.5 mmol·L−1为EDTA的最佳浓度. 对体系中EDTA浓度为0.125、0.25、0.5 mmol·L−1时的苯酚降解曲线进行动力学拟合(图2(b)),拟合结果表明,3种EDTA浓度条件下的苯酚降解曲线均符合拟一级动力学,且随着EDTA浓度增大,拟合曲线斜率(kobs)也显著增大,说明体系内EDTA浓度是反应的限制性因素.

      图3显示了Fe3+/CaO2和Fe3+/EDTA/CaO2不同组分条件下,降解苯酚的过程中溶解态Fe2+和总溶解态铁离子(TFe)的浓度变化. 在Fe3+/CaO2中,10 min内TFe浓度迅速降低至0.34 mmol·L−1,30 min 时TFe仅剩0.02 mmol·L−1,几乎检测不到溶解态Fe2+,这是由于初始条件处于中性环境,且CaO2水解会产生大量Ca(OH)2,游离态铁离子会迅速转化为沉淀,因此该组分条件下不易发生类Fenton反应,无法有效降解苯酚.

      而在Fe3+/EDTA/CaO2中,整个反应过程中Fe3+浓度始终维持在0.85 mmol·L−1以上,同时也能测到少量的溶解态Fe2+,这是因为EDTA与Fe3+形成稳定的络合物会抑制Fe3+沉淀,促进类Fenton反应顺利进行.

      因此,EDTA的加入可以明显增加铁离子在中性pH环境中的溶解度,促使铁离子高效催化CaO2降解污染物.

    • 为了进一步探究CaO2促进苯酚降解的原因,对比了Fe3+/EDTA/H2O2和Fe3+/EDTA/CaO2两种体系对苯酚的降解效果,结果如图4(a)所示. 在Fe3+/EDTA/H2O2体系中,前30 min苯酚几乎没有降解,30 min后苯酚开始被缓慢降解,120 min时苯酚降解率达到48%;在Fe3+/EDTA/CaO2体系中,120 min时苯酚的降解率在95%以上,与Fe3+/EDTA/H2O2体系相比,Fe3+/EDTA/CaO2体系在反应前期能更快地启动反应,随后对体系中苯酚的降解速率也明显更高. 结合不同组分体系中H2O2的浓度变化(图4(b))可以发现,Fe3+/EDTA/CaO2体系在前20 min缓慢消耗H2O2,20 min后H2O2消耗速率加快,苯酚降解速率也随之加快,而在Fe3+/EDTA/H2O2体系中前30 min几乎没有消耗H2O2,30 min后H2O2才被缓慢消耗. 对比两个体系在反应120 min时的H2O2消耗量以及苯酚降解率可以发现,Fe3+/EDTA/CaO2体系的消耗量更多,苯酚降解率更高. 在Fe3+/EDTA/CaO2体系中用H2O2酶掩蔽H2O2后还可以测到少量的Fe2+产生(图5),而掩蔽了Fe3+/EDTA/H2O2体系中的H2O2后却未检测到Fe2+产生,说明在Fe3+/EDTA/CaO2体系中更易产生Fe2+,这可能是因为Fe3+和EDTA形成的络合物Fe3+-EDTA易于吸附到CaO2的固体表面,EDTA起到桥接Fe3+和CaO2的作用,促进电子从CaO2转移到Fe3+,将Fe3+还原为Fe2+. 因此,引入EDTA的Fe3+/EDTA/CaO2体系可以加快Fe3+/Fe2+循环,促进类Fenton反应的进行和苯酚的降解. Pan等[19]在Fe3+-EDTA促进CaO2类Fenton反应的研究中也发现,Fe3+-EDTA倾向于吸附在CaO2的固体表面,形成[Fe3+-EDTA···CaO2]的过渡态,电子从CaO2转移到Fe3+-EDTA,促进Fe3+-EDTA还原,与本文结论一致.

    • 为确定反应过程中活性自由基的种类,在0 min和30 min时利用ERP光谱和DMPO自旋捕获加合物进行分析,结果如图6所示. 0 min时未出现特征峰,而在30 min时检测到·OH 的1:2:2:1四重态的特征峰(图6(a)),表明体系中有·OH产生;30 min时也观察到1:1:1:1的四重态特征峰(图6(b)),证明体系中存在O2. 分别利用叔丁醇(TBA)和氯仿(CHCl3)掩蔽·OH和O2后,苯酚的降解效果如图7(a)所示,掩蔽·OH后体系几乎没有降解效果;掩蔽O2后,反应过程中苯酚的降解速率比无掩蔽体系的降解速率慢,但120 min时苯酚降解率也能达到82.2%. 由此可知,·OH对体系中苯酚的降解起主要作用,O2在降解过程中起到一定的促进作用. 反应过程中·OH的累积浓度如图7(b)所示,·OH的产生速率与苯酚的降解速率变化一致,证明是由·OH直接氧化降解苯酚.

      图8为无掩蔽体系和掩蔽O2体系中Fe2+浓度的变化,掩蔽了O2后产生的Fe2+浓度低于无掩蔽体系中的浓度,说明O2可以将体系中Fe3+还原为Fe2+. 本实验在Pan等[19]的研究结果基础上又进一步发现在体系中O2的作用: Fe3+/EDTA/CaO2体系中除CaO2之外,O2也起到了还原Fe3+的作用,二者共同加速Fe3+向Fe2+的转化,促进苯酚降解.

    • 固定EDTA∶Fe3+物质的量比为0.5∶1,不同Fe3+浓度条件下苯酚的降解效果如图9(a)所示. 随着Fe3+浓度由0.25 mmol·L−1提高到2 mmol·L−1,在120 min的反应时间内苯酚的降解率从20.1%上升至100%. 可见Fe3+浓度对苯酚降解效果至关重要.

    • 图9(b)为CaO2投加量对苯酚降解的影响. 由图9可知,随着CaO2投加量不断增加,苯酚的降解率也随之增加,当CaO2投加量增加至0.75 g·L−1时,反应120 min后苯酚的降解率增加至100%. 这主要是由于提高CaO2投加量会释放更多的H2O2,但CaO2投加量进一步増加至1.5 g·L−1时,苯酚的降解会受到抑制,反应120 min时降解率从100%下降至43.4%. 这是因为过量的CaO2与水反应后生成大量的Ca(OH)2,体系中的pH值会逐渐上升超过11,超过磷酸盐的缓冲能力,铁离子沉淀,类Fenton反应受到抑制,影响苯酚的降解效果.

    • 图9(c)所示为不同初始pH条件下Fe3+/EDTA/CaO2体系对苯酚的降解效果,结果表明,体系在初始pH=3—7内均有很好的降解效果,在pH=8时苯酚降解效果较差,这可能是因为CaO2在碱性环境中易分解成O2而不是H2O2,且·OH在碱性环境中的活性较低,因此体系在酸性和中性环境下的降解效果更好.

    • 通过GC-MS对Fe3+/EDTA/CaO2体系降解苯酚的氧化产物进行测定,结果如表1所示,测得的苯酚降解中间产物主要包括对苯二酚、邻苯二酚、对苯醌、乙醛酸. 通过LC-MS对氧化产物进行进一步测定,检测到草酸(乙二酸)、马来酸(顺丁烯二酸)、乙酸,通过以上产物推测体系可能发生的降解途径如图10所示,苯酚被氧化成邻苯二酚、对苯二酚和对苯醌,中间产物进一步开环形成小分子酸.

    • (1)Fe3+/EDTA/CaO2体系可以高效降解苯酚,EDTA的加入可以明显增加铁离子在中性环境中的溶解度,而且EDTA可以桥接CaO2和Fe3+,加快二者之间的电子转移速率,促进Fe3+/Fe2+循环,改善苯酚的降解效果. 与Fe3+/EDTA/CaO2体系相比,Fe3+/EDTA/CaO2体系能更快地启动反应,提高反应速率.

      (2)Fe3+/EDTA/CaO2体系产生活性自由基降解苯酚,起主要作用的是·OH,O2起到还原Fe3+的作用,加快体系中苯酚的降解速率.

      (3)Fe3+/EDTA/CaO2体系中EDTA: Fe3+的最佳比例为0.5:1;Fe3+浓度越高,苯酚降解速率越快;随着CaO2投加量的增大,苯酚的降解效果越好,但过量反而会抑制苯酚降解.

    参考文献 (19)

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