磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑

刘一清, 苏冰琴, 陶艳, 宋秀兰, 林昱廷, 芮创学. 磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
引用本文: 刘一清, 苏冰琴, 陶艳, 宋秀兰, 林昱廷, 芮创学. 磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
LIU Yiqing, SU Bingqin, TAO Yan, SONG Xiulan, LIN Yuting, RUI Chuangxue. Degradation of sulfamethoxazole in water by magnetic nano-Fe3O4 activated persulfate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
Citation: LIU Yiqing, SU Bingqin, TAO Yan, SONG Xiulan, LIN Yuting, RUI Chuangxue. Degradation of sulfamethoxazole in water by magnetic nano-Fe3O4 activated persulfate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023

磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑

    作者简介: 刘一清(1995—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:1578844231@qq.com
    通讯作者: 苏冰琴(1972—),女,博士,副教授。研究方向:水污染控制等。E-mail:1251345607@qq.com
  • 基金项目:
    山西省自然科学基金资助项目(201801D121274,201601D102056)
  • 中图分类号: X703

Degradation of sulfamethoxazole in water by magnetic nano-Fe3O4 activated persulfate

    Corresponding author: SU Bingqin, 1251345607@qq.com
  • 摘要: 采用共沉淀法制备了具有较高催化活性的磁性纳米Fe3O4,并对其催化活化过硫酸盐(PS)降解磺胺甲恶唑(SMX)的性能进行了探究,考察了PS浓度、Fe3O4投加量、初始pH、共存阴离子(Cl-CO23NO3)以及腐殖酸(HA)对SMX降解效果的影响。SEM、EDS、FT-IR、XRD和BET表征结果表明,实验制备了较高纯度的Fe3O4纳米颗粒;重复性实验结果表明,Fe3O4具有良好的稳定性;催化降解SMX的实验结果表明,提高PS的浓度、增加Fe3O4的投加量均可提高SMX的降解率,且SMX的降解反应符合拟一级动力学。当PS浓度为0.5 mmol·L−1、Fe3O4投加量为1.2 g·L−1、初始pH=7.0时,Fe3O4活化PS降解SMX的效果最佳,在反应180 min后,SMX降解率达到93.3%。XPS光谱分析结果表明,反应过程中Fe2+主要参与了活化PS降解SMX的过程。乙醇(EtOH)和叔丁醇(TBA)自由基淬灭实验结果证明,在Fe3O4/PS体系中同时存在SO4和·OH,SO4对SMX的降解发挥了主导作用。以上结果为含磺胺甲恶唑废水的处理提供了催化剂选择,也可为过硫酸盐高级氧化体系中阴离子和腐殖酸对反应的影响效果提供参考。
  • 铬金属是我国《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点防控的重金属之一,在自然界中铬主要以三价铬Cr(Ⅲ)和六价铬Cr(Ⅵ)的形式存在. 三价铬Cr(Ⅲ)稳定、低毒,是动植物必需的微量元素之一,但是六价铬Cr(Ⅵ)具有致癌性和致畸性,可以通过食物链蓄积放大,引起人体多器官功能衰竭、坏死[13]. 根据研究报道,铬污染在世界十大最具毒性的污染问题中排名第三,根据我国《生活饮用水卫生标准》,饮用水中Cr(Ⅵ)的最大可接受限值为0.05 mg L−1 [4]. 目前常用的修复水中铬污染的方法主要有离子交换、过滤、电化学沉淀、活性炭吸附、生物修复、膜分离等,这些传统的去除方法效果差,成本较高、复杂,修复周期长[56],而纳米零价铁(nZVI)因其独特的物理化学性质、无毒和经济性,被认为是能够有效进行Cr(Ⅵ)治理和修复的材料[78]. 纳米零价铁是一种粒径在1—100 nm的颗粒,具有比表面积大、吸附性和还原性强等特点,可用于环境中的Cr(Ⅵ)污染的治理和修复[911].

    nZVI作为一种广被研究和使用的环境纳米材料,早期研究集中在其性能及应用方面,主要进行溶液反应动力学、去除负荷、简单固相表征等研究,而对nZVI使用过程中的转化和最终归趋等科学问题尚未解决[1213]. 研究纳米零价铁颗粒在水环境中的结构性质演变将有助了解nZVI去除重金属中的效能和环境归趋[14]. 基于此,本课题组前期研究了纳米零价铁在Cr(Ⅵ)水相中的结构性能演变,发现初始的溶液pH、Cr(Ⅵ)浓度、反应时间等均对其结构性能演变产生影响[15]. 研究复杂环境条件下nZVI在Cr(Ⅵ)水相中的晶相结构演变,同时探究其对其它污染物去除效能的影响,对于预测去除重金属之后的反应产物在环境中的赋存状态、最终迁移归趋等具有重要的意义.

    本文主要研究了nZVI与不同浓度Cr(Ⅵ)(0—100 mg∙L−1)在不同环境条件下的反应特性,探究初始pH(2、3、4、5、7、9、11)、无机阴离子(Cl、CO32−、SO42−、NO3)、重金属离子(Co2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+)共存条件下的Cr(Ⅵ)对nZVI晶相转化的影响. 采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)跟踪反应中重金属离子浓度变化,X射线衍射仪(XRD)研究纳米零价铁在复杂环境条件中的晶相结构变化,扫描电子显微镜(SEM)、透射电子显微镜(TEM)、高分辨透射电镜的晶格衍射条纹、选区花样衍射对反应产物结构形貌、物相进行表征. 该研究为nZVI及其产物在环境中的迁移、转化、归趋等提供实验数据和理论支撑.

    主要试剂:硼氢化钠(NaBH4,分析纯)购自美国西格玛奥德里奇有限公司,六水合氯化铁(FeCl3·6H2O,分析纯)、无水乙醇(C2H5OH,分析纯)、重铬酸钾(K2Cr2O7,优级纯)、氢氧化钠(NaOH,分析纯)、盐酸(HCl,分析纯)、微米零价铁(mZVI,分析纯)、纳米二氧化(nTiO2,分析纯)、聚合硫酸铁(PFS,分析纯)均购于中国国药控股股份有限公司.

    主要仪器:pH/ORP计(PHSJ-4A,上海仪电科学仪器股份有限公司);电子天平(MS 105DU,梅特勒-托利多集团);真空干燥箱(DZF-6020,上海精宏实验设备有限公司);蠕动泵(YZ1515x,保定兰格恒流泵有限公司);电动搅拌机(D2004W,上海司乐仪器有限公司).

    采用经典液相还原法[16]将NaBH4 (0.2 mol·L−1)逐滴加至FeCl3 (0.05 mol·L−1)溶液中制备得到nZVI,滴加完后继续搅拌20 min,整个过程均通氮气,其反应方程式为:

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)

    新鲜制备得到的nZVI使用去离子水和无水乙醇各进行多次洗涤,之后低温(4℃)保存于无水乙醇中并测量固含量以备使用.

    纳米零价铁(nZVI)、微米零价铁(mZVI)、纳米二氧化钛(nTiO2)、聚合硫酸铁(PFS)4种材料投加到模拟电镀废水中(38.4 mg∙L−1)中反应2 h后,测定溶液中剩余铬的含量.

    初始浓度为50、100、200 mg∙L−1 Cr(Ⅵ)溶液中,分别投加0.5、1、2 g·L−1的nZVI,搅拌、定时取样,反应完成后固液分离,固相物质保存在酒精中保存待测.

    1 g∙L−1 nZVI投加到Cr(Ⅵ)浓度分别为10、20、50、100 mg∙L−1的Cr(Ⅵ)溶液,控制溶液初始pH为2—11,搅拌速率为310 r∙min−1,反应至2、6 h时测量溶液中铬的剩余浓度,并分离出固体保存. 上述方法获得的nZVI与新鲜的nZVI用于去除浓度均为100 mg·L−1的Cd2+、Cu2+废液,控制nZVI的投加量均为1 g·L−1,分别反应1、6 h后,收集水样检测溶液中Cd2+、Cu2+含量.

    配置10 mg·L−1 Co2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+与10、20、50、100 mg·L−1 Cr(Ⅵ)的双金属溶液及20、50、200 mg·L−1 SO42−、NO3、Cl、CO32−与20 mg·L−1 Cr(Ⅵ)的溶液,在500 mL烧杯中加入250 mL的混合溶液,投加1 g∙L−1的nZVI,控制pH为5左右,搅拌速率为310 r∙min−1,反应2 h后,取样分析.

    采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES,Agilent 720ES)对水样中重金属含量进行测量. 将固体样品使用真空干燥箱(DZF-6020, 上海精宏实验设备有限公司)烘干后,采用扫描电子显微镜(SEM,TM3000,日本日立高新公司)、透射显微镜(TEM,EM-2100F,日本岛津公司)进行形貌结构分析.

    X射线衍射仪(XRD, Bruker D8 Advance)对纳米零价铁的晶相结构进行分析,采用Cu Kα射线,LiF单色仪,测试电流在40 kV和40 mA条件下进行,扫描角度(2θ)为10°到90°,扫描速度10(°)·min−1.

    为了比较不同水处理材料的去除效能,研究了nZVI、mZVI、nTiO2、PFS对于Cr(Ⅵ)的去除效率. 水处理材料的投加量分别为1、4、10 g·L−1,从图1a可以看出,nZVI具有比其他材料更高的去除效率,分别为88.0%、95.8%、98.4%,而mZVI对铬的去除率仅在10%—15%之间,其它两种材料去除效率更低. 因此nZVI是良好的重金属Cr(Ⅵ)的去除材料.

    图 1  不同因素对铬去除效果的影响
    Figure 1.  Effects of different factors on chromium removal
    (a)不同材料: nZVI、mZVI、nTiO2、PFS); 材料投加量: 1、4、10 g·L−1; 铬初始浓度为38.4 mg·L−1; (b) nZVI投加量: 0.5、1、2 g·L−1; (c) Cr(Ⅵ)的初始浓度50、100、200 mg·L−1; (d) 溶液初始pH: 2—11
    (a) different material: nZVI、mZVI、nTiO2、PFS; dosage of materials: 1、4、10 g·L−1; Initial chromium concentration: 38.4 mg·L−1; (b) dosage of nZVI: 0.5、1、2 g·L−1; (c) initial concentration of Cr(Ⅵ): 50、100、200 mg·L−1 ; (d) Initial pH of solution: 2—11

    改变nZVI投加量对铬去除效率的研究表明(图1b),当投加量为2 g·L−1,反应10 min,溶液中的Cr(Ⅵ)完全去除,而投加量为1 g·L−1的nZVI完全去除Cr(Ⅵ)需要20 min,0.5 g·L−1的nZVI在20 min对Cr(Ⅵ)的去除率达到80%以上. 选择1 g·L−1 nZVI为投加量进行后续实验.

    探究不同的Cr(Ⅵ)初始浓度对其去除效果的影响,Cr(Ⅵ)的初始浓度分别为50、100、200 mg·L−1,如图1c. 铬的初始浓度为50、100 mg·L−1时,在200 min时nZVI对铬的去除率接近100%,而铬初始浓度为200 mg·L−1时,去除效率只能达到60%左右. 铬的初始浓度越低,反应速率越快,去除效率越高. 这可能是由于纳米零价铁修复铬的过程一般在铁表面进行,主要以吸附还原为主,暴露在表面的nZVI被氧化成Fe2+和Fe3+,再进一步发生水解反应形成钝化膜,铬浓度较低时,形成的钝化膜不足以覆盖整个铁表面,反而形成原电池促进电子转移,当铬浓度较高时,铁表面形成的钝化层,阻止了nZVI与Cr6+之间的电子传递,导致反应速率降低[17].

    图1d探究了溶液初始pH(2、3、4、5、7、9、11)对铬去除效果的影响,1 g·L−1 nZVI在pH=2下与100 mg·L−1 Cr(Ⅵ)液反应2 h,对Cr(Ⅵ)的去除率为57.9%,在pH=5时去除率为18.5%,故随着pH值逐渐变大,对铬的去除率逐渐下降. 这可能是因为在酸性条件下,有利于Fe(0)的溶解,nZVI具有更强的释放电子能力,电子易与Cr(Ⅵ)结合生成Cr(Ⅲ);在碱性条件下,nZVI表面的Fe2+/Fe3+易与OH形成铁的氢氧化物阻止反应进行. 当Cr(Ⅵ)液的浓度为20、50 mg·L−1,pH在2—5之间时,nZVI对铬的去除效率没有明显变化,而pH>5时,去除效率开始明显下降,故本研究选择在pH=5进行相关实验研究.

    图2为不同溶液初始pH的条件下nZVI与20 mg·L−1 Cr反应2 h后固体产物的XRD谱图. 当pH<5时,只能观察到γ-FeOOH的衍射峰. 当pH=5时,可以观察到γ-FeOOH和Fe(0)的衍射峰,铁氧化有所减缓. 随着pH逐渐升高,Fe(0)的峰开始出现. 在pH>7时,只能观察到Fe(0)的峰,表明酸性Cr溶液促进nZVI的腐蚀,主要腐蚀产物为γ-FeOOH[18].

    图 2  nZVI在不同初始pH(2—11)的Cr (20 mg∙L−1)液中反应2 h的XRD图(L: γ-FeOOH)
    Figure 2.  XRD patterns of nZVI in Cr (20 mg∙L−1) solution at different initial pH(2—11) for 2 h

    在20 mg·L−1的铬液中nZVI反应2 h后样品的TEM图如图3. 从图3可以看出,不同的pH下,结构形貌表现出较大的差异:新鲜nZVI呈链球状,而不同pH条件下氧化后产物出现片状和针状结构. pH=3时,Cr-nZVI中有少量链球状结构存在. 随着pH升高,不规则的链球状结构逐渐增多,球型结构由边界模糊逐渐变得分明,根据文献知悉成分是铁氧化物和CrxFe1-x(OH)3 [1920]. 根据XRD分析(图2),pH>7时,与Cr(Ⅵ)反应后Cr-nZVI主要是Fe(0)的形式.

    图 3  nZVI在不同初始pH的铬溶液(20 mg∙L−1)中氧化2 h的TEM图
    Figure 3.  TEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution (20 mg∙L−1) at different initial pH
    (a) pH=2, (b) pH=3, (c) pH=4, (d) pH=5, (e) pH=7, (f) pH=9, (g) pH=11, (h) 新鲜nZVI
    (a) pH=2, (b) pH=3, (c) pH=4, (d) pH=5, (e) pH=7, (f) pH=9, (g) pH=11, (h) fresh nZVI

    nZVI的等电位点为8.2,当溶液pH小于7时,nZVI表面带正电荷[8],有利于吸附带有负电荷的Cr(Ⅵ);此外H+可以促进HCrO4和CrO42−还原为Cr3+,且pH较低时,铁腐蚀会产生大量H+和Fe2+,可进一步促进Cr(Ⅵ)还原[2122],如反应方程式(2—7). 当溶液由酸性变为碱性时,nZVI会在铁的表面生成铁氧化物或铁络合物,阻止电子传递,导致铁氧化速率下降[23].

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (4)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (5)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (6)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (7)

    为探究溶液中共存重金属对nZVI反应后晶相演变的影响,实验选取Co2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+等4种重金属离子,研究nZVI在双金属(铬:20 mg·L−1,重金属:10 mg·L−1)体系中反应2 h的固体产物的晶相演变,XRD如图4a. 可以看出nZVI在单一铬金属中反应2 h后(pH=5),能够观察到Fe(0)和γ-FeOOH的衍射峰. 当含铬溶液中含有Cd、Co金属时,nZVI完全转化为纤铁矿;而Cr溶液中共存Ni和Cu金属时,nZVI晶相逐渐中转化为纤铁矿和针铁矿混合物. 同时,在含Cu2+的溶液中,能够观察到氧化亚铜晶相物质存在. nZVI在含铬-重金属溶液中反应2 h后表面形貌如图5所示,在未添加其它4种重金属离子时,与铬反应后固相产物主要呈球状、片状、针状结构,添加重金属后,固相产物链球状结构明显减少,片状和针状结构显著增多,重金属的存在对nZVI自身结构演变有巨大影响.

    图 4  (a) pH=5时nZVI在铬(20 mg∙L−1)与重金属(10 mg∙L−1)混合液中反应2 h的XRD(L: γ-FeOOH, G: α-FeOOH), (b) 重金属与纳米零价铁反应机制
    Figure 4.  (a) XRD patterns of nZVI in chromium (20 mg∙L−1) mixed with heavy metal (10 mg∙L−1) for 2 h (pH=5) (L: γ-FeOOH, G: α-FeOOH), (b) Mechanisms of nZVI reactions with heavy metal
    图 5  pH=5时nZVI在铬(20 mg∙L−1)与重金属(10 mg∙L−1)混合液中氧化2 h的SEM图
    Figure 5.  SEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution (20 mg∙L−1) mixed with heavy metal (10 mg∙L−1) (pH=5), (a) Cd, (b) Co, (c) Cu, (d) Ni, (e) only Cr, (f) fresh nZVI
    (a) Cd, (b) Co, (c) Cu, (d) Ni, (e) 只含Cr, (f) 新鲜nZVI

    纳米零价铁具有类金属或类配体的配位性质,这与溶液的化学性质有关. 当溶液pH低于纳米零价铁的等电点(pHzpc=8.2)时[8],铁表面带正电荷,会吸引配体(如磷酸盐),当溶液pH高于纳米零价铁的等电点时,铁表面带负电荷,能与阳离子(如金属离子)形成表面络合物. 从经典的电化学来看,铁可以作为电子供体或还原剂,还原和沉淀活性较低的金属离子,铁表面结构也随之发生变化. Fe(Ⅱ) (−0.44 V)的标准电势低于镉Cd(Ⅱ) (−0.40 V)、Co(Ⅱ) (−0.28 V)、Cu(Ⅱ) (+0.34 V)、Ni(Ⅱ) (−0.24 V),因此这些重金属很容易被nZVI还原,如图4 b,nZVI与重金属之间形成了原电池腐蚀,nZVI表面氧化层能促进重金属吸附到nZVI表面,铁作为阳极,发生氧化反应失去电子,表面被腐蚀,重金属氧化还原电位较高,作为阴极,发生还原反应得到电子,最终形成铁氢氧化物沉淀或者重金属-铁络合物,铁晶相结构发生改变.

    Cr-nZVI在不同重金属离子中的晶相转化与其氧化还原电位有关,不同重金属促进nZVI晶相转化的原理有差异. 由于Cu(Ⅱ) (+0.34 V)的标准还原电位远高于Fe(Ⅱ) (-0.44 V),在酸性条件下,能与铁形成原电池,铁作为正极发生强烈腐蚀,结构发生改变. 由于铜离子比较少,从而使得氧化亚铜的生成. nZVI与铜离子反应,会将铜离子还原成Cu和Cu2O [2425],反应方程式如下:

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (8)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (9)

    图4,加入铜离子后nZVI反应产物由γ-FeOOH、α-FeOOH、Cu2O和混合相,由于针铁矿的热稳定性更高,γ-FeOOH可能在Fe2+的作用下转化为α-FeOOH[19, 26].

    由于Ni(Ⅱ) (-0.24 V)的标准还原电位略高于Fe(Ⅱ) (-0.44 V),因此nZVI对Ni(Ⅱ)的去除主要是通过还原和吸附的方式实现. 在反应初始阶段,Ni(Ⅱ)通过物理吸附被吸引到铁表面,通过化学吸附强烈结合,与nZVI表面的OH形成微溶物,通过不断消耗nZVI氧化形成的OH,促进nZVI表面腐蚀转化为铁(氢)氧化物,金属离子逐渐还原为金属镍[27],反应方程式如下:

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (10)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (11)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (12)

    Co((Ⅱ) (-0.28 V)的标准还原电位略高于Fe(Ⅱ) (-0.44 V),反应机制和Ni(Ⅱ)相似. 由于Cd(Ⅱ) (-0.40 V)的氧化还原电位与Fe(Ⅱ) (-0.44 V)接近,去除Cd的反应机制不涉及还原反应,主要通过吸附或形成表面配合物去除. Cd(Ⅱ)吸附到nZVI表面,与nZVI氧化产生的OH形成Cd(OH)2沉淀,促进nZVI不断腐蚀氧化形成铁(氢)氧化物[2829].

    天然水体中往往存在Cl、CO32−、SO42−、NO3等离子,研究共存阴离子的影响对于nZVI应用于天然水体中铬污染修复具有重要意义. 本实验研究nZVI在浓度为(10、20、50、100 mg·L−1) Cr(Ⅵ)溶液中,同时共存阴离子浓度分别为20、50、200 mg·L−1,反应2 h的固相演变. nZVI在铬(10 mg∙L−1)与阴离子(50、200 mg∙L−1)反应2 h后物相图如图6a、b所示,4种阴离子对nZVI的晶相转化均有抑制作用,可以观察到Fe(0)和其它铁(氢)氧化物的衍射峰,其中CO32−抑制作用最明显,只能观察到Fe(0)的衍射峰. 4种阴离子起钝化作用,可能是形成的铁氧化物在沉降到nZVI时,会带入吸附的阴离子,从而阻塞了nZVI的还原位点,降低了nZVI的反应活性[30].

    图 6  pH=5时nZVI在铬与阴离子混合液中反应2 h的XRD
    Figure 6.  XRD patterns of nZVI reacting in a mixture of chromium and anion for 2 h (pH=5)
    (a) Cr: 10 mg∙L−1, 阴离子: 50 mg∙L−1, (b) Cr: 10 mg∙L−1, 阴离子: 200 mg∙L−1, (c) Cr: 20 mg∙L−1, 阴离子: 20 mg∙L−1, (d) Cr: 20 mg∙L−1, 阴离子: 50 mg∙L−1, (e) Cr: 50 mg∙L−1, 阴离子: 50 mg∙L−1, (f) Cr: 0、10、20、50、100 mg∙L−1 (L: γ-FeOOH, M: γ-Fe2O3/Fe3O4
    (a) Cr: 10 mg∙L−1, anion: 50 mg∙L−1, (b) Cr: 10 mg∙L−1, anion: 200 mg∙L−1, (c) Cr: 20 mg∙L−1, anion: 20 mg∙L−1, (d) Cr: 20 mg∙L−1, anion: 50 mg∙L−1, (e) Cr: 50 mg∙L−1, anion: 50 mg∙L−1, (f) Cr: 0,10,20,50,100 mg∙L−1 (L: γ-FeOOH, M: γ-Fe2O3/Fe3O4

    铬(20 mg∙L−1)与阴离子(20 mg∙L−1)反应2 h时(图6c),除CO32−外,其它3种离子的加入都在一定程度上促进Fe(0)转化为γ-FeOOH和γ-Fe2O3/Fe3O4,Fe(0)衍射峰减弱,能明显地观察到γ-FeOOH和 γ-Fe2O3/Fe3O4的衍射峰. 加入SO42−反应2 h后碱性增强,SO42−的存在可能破坏保护nZVI表面氧化膜,置换nZVI表面的OH,与铁离子形成单配位基和双配位基复合物,从而加速铁的腐蚀[3132]. NO3存在下的溶液反应后pH为6.85,呈弱酸性,NO3能被纳米零价铁还原(E0(NO3/NO2)=0.01 V),从而促进纳米零价铁的腐蚀,并对表面起到一定的剥蚀作用[33]. 当阴离子为50 mg∙L−1时(图6d),共存离子为Cl和CO32−时,只发现Fe(0)的电子衍射峰,由于阴离子不存在的条件下产生γ-FeOOH衍射峰,说明此时共存Cl和CO32−对nZVI的氧化有明显抑制作用,Cl对nZVI晶相转化的影响与浓度有关,低浓度促进nZVI 腐蚀,高浓度起钝化作用.

    当Cr≥50 mg∙L−1时,只能观察到Fe(0)的衍射峰,高浓度Cr抑制nZVI发生晶相转化,如图6e、f,根据Huang等研究,Cr(Ⅵ)浓度较低时(≤20 mg∙L−1),nZVI腐蚀速率加快,Cr(Ⅵ)浓度较高(Cr≥50 mg∙L−1)时,零价铁表面形成CrxFe1-xOOH或CrxFe1-x(OH)3钝化层,抑制nZVI腐蚀,因此铬浓度较高(Cr≥50 mg∙L−1)时,4种阴离子对nZVI的腐蚀及晶相转化作用不明显[34].

    用透射电镜对nZVI在含有200 mg∙L−1 CO32−和Cl的铬液(Cr: 10 mg∙L−1)反应2 h前后的固相产物进行了详细研究,如图7. 新鲜的纳米零价铁(图7a)呈链球状,核壳结构明显,纳米零价铁在不含阴离子的铬液(10 mg∙L−1)反应2 h后的形貌如图7b所示,呈链球状、片状和针状结构,结合图6a XRD,主要为Fe(0)和γ-FeOOH和γ-Fe2O3/Fe3O4. 在Cl存在下反应后固体的低分辨率透射电镜图谱中观察到片层状结构(图7c),高分辨率的电子显微镜显示了晶格条纹间距为0.2501、0.2467、0.2059 nm(图7d),分别对应于Fe2O3的(110)面、γ-FeOOH的(130)面、Fe(110)面. 对在Cl存在下反应后的固体进行选区电子衍射(图7e),可以观察到γ-FeOOH(040)晶面、Fe2O3(121)和(113)面、Fe(200)晶面、Fe3O4(554)晶面.

    图 7  pH=5时nZVI在铬(10 mg∙L−1)与阴离子(200 mg∙L−1)的混合液中氧化2 h的TEM图
    Figure 7.  TEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution (10 mg∙L−1) mixed with anion (200 mg∙L−1) (pH=5)
    (a) 仅有Cr, (b) 新鲜nZVI, (c) Cl存在下的nZVI低分辨率TEM图, (d) Cl存在下nZVI的高分辨率TEM图, (e) Cl存在下nZVI的TEM选区衍射图, (f) CO32−存在下的nZVI低分辨率TEM图, (g) CO32−存在下nZVI的高分辨率TEM图, (h) CO32−存在下nZVI的TEM选区衍射图
    (a) only Cr, (b) fresh nZVI, (c) Low resolution TEM images (Cl), (d) High resolution TEM images (Cl), (e) TEM-SEAD images (Cl), (f) Low resolution TEM images (CO32−), (g) High resolution TEM images (CO32−), (h) TEM-SEAD images (CO32−

    结合图6a、b,Cl能够抑制Fe(0)转化为铁氧化物. 当铬浓度为20 mg∙L−1时,Cl为20 mg∙L−1时能促进Fe(0)转化为γ-FeOOH和γ-Fe2O3/Fe3O4,Cl促进nZVI发生腐蚀而发生晶相转化,通常有两个原因,一是Cl能够击穿nZVI表面氧化膜,促进内部铁提供电子能力,进一步发生腐蚀[35];二是Cl能促进铁的局部腐蚀,形成不规则的坑形,而铁表面的坑形提供了新的反应位点,促进nZVI氧化[36]. 而当铬浓度为20 mg∙L−1时,Cl为50 mg∙L−1时能抑制Fe(0)转化为其它铁(氢)氧化物,如图6d,这可能是Cl竞争性结合nZVI的表面位点,抑制nZVI发生氧化[37]. 因此Cl对nZVI的腐蚀作用及晶相转化与浓度有关.

    在CO32−存在下反应后固体的低分辨透射电镜图谱中观察到链球状结构(图7f),在高分辨率的图谱中观察到明显的核壳结构,选区电子衍射(图7e)可以观察到Fe(110)晶面,说明此时nZVI的晶体结构仍未发生转化,CO32−对nZVI的氧化有很强的抑制作用. 加入CO32−后,反应2 h后测得溶液pH达到9.6,这可能是CO32−使溶液pH升高,OH与Fe2+/Fe3+形成了铁的氢氧化物附着在nZVI表面,形成钝化膜,CO32−也会在铁氧化物表面形成竞争吸附位点,抑制nZVI发生腐蚀[38]. 有关共存阴离子对于晶相结构转化的影响机理将在以后的工作中进一步的阐明.

    (1) nZVI的投加量、铬的初始浓度、溶液初始pH对铬的去除效率有较大影响. 随着nZVI投加量的提高,对铬的去除率也提高;随着铬初始浓度的增加和溶液初始pH的增加,对铬的去除率逐渐下降. 对于不同去除重金属的材料(nZVI、mZVI、nTiO2、PFS),nZVI是最佳去铬的实验材料.

    (2) pH对nZVI的结构演变影响很大. 不同pH条件下,nZVI氧化程度不同,酸性越强,对铬的去除率越高但nZVI的腐蚀程度也较大,主要转化为铁的氧化物和氢氧化物.

    (3) 共存重金属离子影响Cr-nZVI的结构演变. 4种重金属离子(Co2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+)均能够加速nZVI腐蚀,在铬浓度为20 mg∙L−1时,加入Co2+和Cd2+,Fe(0)转化为γ-FeOOH,加入Ni2+、Cu2+后,产生新的α-FeOOH.

    (4) nZVI的晶相演变同时受到Cr离子的浓度和阴离子的浓度的影响. Cr浓度为10 mg∙L−1时,4种阴离子抑制nZVI氧化,Cr浓度为20 mg∙L−1时,共存的SO42−、NO3促进Fe(0)转化为γ-FeOOH和γ-Fe2O3/Fe3O4,CO32−抑制nZVI发生氧化,低浓度(20 mg∙L−1)的Cl促进nZVI氧化,高浓度(200 mg∙L−1)Cl抑制nZVI氧化为γ-FeOOH和γ-Fe2O3、Fe3O4. CO32−对nZVI的腐蚀有极强的抑制作用,高浓度的Cr抑制nZVI发生晶相转化.

  • 图 1  SEM和EDS表征

    Figure 1.  Characterization by SEM and EDS

    图 2  Fe3O4的FT-IR图谱

    Figure 2.  FT-IR spectra of Fe3O4

    图 3  Fe3O4的XRD图

    Figure 3.  XRD patterns of Fe3O4

    图 4  Fe3O4的吸附-脱附等温曲线

    Figure 4.  Adsorption-desorption isotherm curve of Fe3O4

    图 5  PS浓度对SMX降解率的影响

    Figure 5.  Effects of PS concentration on SMX degradation

    图 6  Fe3O4投加量对SMX降解率的影响

    Figure 6.  Effect of Fe3O4 dosage on SMX degradation

    图 7  初始pH对SMX降解率的影响

    Figure 7.  Effect of initial pH value on SMX degradation

    图 8  反应过程中pH随时间的变化

    Figure 8.  Changes of pH with time during the reaction

    图 9  Cl-对SMX降解率的影响

    Figure 9.  Effect of Cl- on SMX degradation

    图 10  CO23对SMX降解率的影响

    Figure 10.  Effect of CO23 on SMX degradation

    图 11  NO3对SMX降解的影响

    Figure 11.  Effect of NO3 on SMX degradation

    图 12  HA浓度对SMX降解率的影响

    Figure 12.  Effect of concentration of HA on SMX degradation

    图 13  不同体系下TOC的降解率

    Figure 13.  TOC removal rate of different systems

    图 14  TBA和EtOH对SMX降解的影响

    Figure 14.  Effect of TBA and EtOH on degradation of SMX

    图 15  可能发生的SMX降解路径

    Figure 15.  Possible pathways for SMX degradation

    图 16  反应前后Fe3O4的XPS光谱

    Figure 16.  XPS spectra of the fresh and reacted Fe3O4

    图 17  Fe3O4的稳定性和重复利用性

    Figure 17.  Stability and reusability of Fe3O4

  • [1] 司晓薇. 环境中磺胺类药物的残留、形态转化及生态毒性研究[D]. 新乡: 河南师范大学, 2016.
    [2] 李珂, 刘振鸿, 钱雅洁, 等. 基于硫酸根自由基的高级氧化对头孢氨苄的降解特性[J]. 环境工程学报, 2019, 13(1): 40-48. doi: 10.12030/j.cjee.201808012
    [3] 周明毅, 魏琛, 盛贵尚, 等. 紫外活化过硫酸钠降解水中三唑酮的效能[J]. 环境工程学报, 2019, 13(4): 810-817. doi: 10.12030/j.cjee.201810017
    [4] 闻长虹, 毛顺, 郑丽英, 等. 抗生素磺胺甲恶唑在模拟太阳光下的光解[J]. 湖南文理学院学报(自然科学版), 2015, 27(2): 47-50.
    [5] 钟振兴, 张远, 徐建, 等. 磺胺甲恶唑在沉积物中的降解行为研究[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(4): 819-825.
    [6] PADHYE L P, YAO H, KUNG'U F T, et al. Year-long evaluation on the occurrence and fate of pharmaceuticals personal care products, andendocrine disrupting chemicals in an urban drinking water treatment plant[J]. Water Research, 2014, 51(6): 266-276.
    [7] YU H, GE P, CHEN J W, et al. The degradation mechanism of sulfamethoxazole under ozonation: A DFT study[J]. Environmental Science-Processes & Impacts, 2017, 19(3): 379-387.
    [8] 银仁莉. 超声联合臭氧技术降解磺胺甲恶唑的研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2014.
    [9] 苏荣军, 韩思宇. Fenton试剂处理磺胺甲恶唑制药废水的研究[J]. 哈尔滨商业大学学报(自然科学版), 2015, 31(2): 183-186.
    [10] 赵天亮, 吴文卫, 游俏, 等. 磺胺甲恶唑光降解影响因素研究[J]. 环境科学导刊, 2016, 35(6): 78-83. doi: 10.3969/j.issn.1673-9655.2016.06.018
    [11] 安继斌, 夏春秋, 陈红宇, 等. UVA/Fe3O4活化过硫酸盐降解阿特拉津[J]. 环境科学研究, 2018, 31(1): 130-135.
    [12] 杨焱明, 冷艳秋, 林欣, 等. Fe3O4/石墨烯活化过硫酸盐降解罗丹明B废水的研究[J]. 环境科学与管理, 2014, 39(4): 80-84. doi: 10.3969/j.issn.1673-1212.2014.04.020
    [13] 许志至, 徐岗, 蒋素英, 等. 过硫酸钠与双氧水催化降解印染废水的实验研究[J]. 工业水处理, 2016, 36(5): 32-35. doi: 10.11894/1005-829x.2016.36(5).032
    [14] 李峰, 刘桂芳, 梁涛, 等. Fe2+/NH2OH联合活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑[J]. 高校化学工程学报, 2017, 31(5): 1210-1216.
    [15] BUXTON G V, GREENSTOCK C L, HELMAN W P, et al. Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons, hydrogen atoms and hydroxyl radicals (·OH/·O) in aqueous solution[J]. Journal of Physical and Chemical Reference Data, 1988, 17(2): 513-886. doi: 10.1063/1.555805
    [16] ANIPSITAKIS G P, DIONYSIOU D D. Radical generation by the interaction of transition metals with common oxidants[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(13): 3705-3712.
    [17] LIANG C, HUANG C F, MOHANTY N, et al. A rapid spectrophotometric determination of persulfate anion in ISCO[J]. Chemosphere, 2008, 73(9): 1540-1543. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.08.043
    [18] MOUSSAVI G, MOMENNEJAD H, SHEKOOHIYAN S, et al. Oxidation of acetaminophen in the contaminated water using UVC/ S2O28 process in a cylindrical photoreactor: Efficiency and kinetics of degradation and mineralization[J]. Separation and Purification Technology, 2017, 181: 132-138. doi: 10.1016/j.seppur.2017.03.022
    [19] LU X, SHAO Y S, GAO N Y, et al. Degradation of diclofenac by UV-activated persulfate process: Kinetic studies, degradation pathways and toxicity assessments[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 141: 139-147. doi: 10.1016/j.ecoenv.2017.03.022
    [20] LIANG C, WANG Z S, BRUELL C J. Influence of pH on persulfate oxidation of TCE at ambient temperatures[J]. Chemosphere, 2007, 66(1): 106-113. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.05.026
    [21] 范聪剑, 刘石军, 刘哲, 等. 过硫酸盐技术去除水中有机污染物的研究进展[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(6P): 136-141.
    [22] GONG H, CHU W. Photodegradation of sulfamethoxazole with a recyclable catalyst[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2015, 54: 12763-12769.
    [23] WANG S Z, WANG J L. Radiation-induced degradation of sulfamethoxazole in the presence of various inorganic anions[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 351: 688-696. doi: 10.1016/j.cej.2018.06.137
    [24] SU R K, WEI Z S, LUO S, et al. Environmental aatrix effects on degradation kinetics of ibuprofen in a UV/persulfate system[J]. Journal of Advanced Oxidation Technologies, 2018, 21(1): 138-148. doi: 10.26802/jaots.2017.0067
    [25] MA X Y, CHENG Y Q, GE Y J, et al. Ultrasound-enhanced nanosized zero-valent copper activation of hydrogen peroxide for the degradation of norfloxacin[J]. Ultrasonics Sonochemistry, 2018, 40(Pt A): 763-772.
    [26] 王萍. 过硫酸盐高级氧化技术活化方法研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2010.
    [27] YAN J C, LEI M, ZHU L H, et al. Degradation of sulfamonomethoxine with Fe3O4 magnetic nanoparticles as heterogeneous activator of persulfate[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(2/3): 1398-1404.
    [28] QIN Q D, FU D F, GAO N Y, et al. Kinetic degradation of chloramphenicol in water by UV/persulfate system[J]. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 2017, 332: 406-412. doi: 10.1016/j.jphotochem.2016.09.021
    [29] GAO H P, CHEN J B, ZHANG Y L, et al. Sulfate radicals induced degradation of Triclosan in thermally activated persulfate system[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 306: 522-530. doi: 10.1016/j.cej.2016.07.080
    [30] 马烨姝, 陈菊香, 高乃云, 等. 无机阴离子对UV/PS降解水中2,4-DCP的影响[J]. 给水排水, 2017, 43(11): 19-24. doi: 10.3969/j.issn.1002-8471.2017.11.006
    [31] YANG Y, LU X L, JIANG J, et al. Degradation of sulfamethoxazole by UV, UV/H2O2, and UV/persulfate (PDS): Formation of oxidation products and effect of bicarbonate[J]. Water Research, 2017, 118: 196-207. doi: 10.1016/j.watres.2017.03.054
    [32] TAN C Q, GAO N Y, DENG Y, et al. Radical induced degradation of acetaminophen with Fe3O4 magnetic nanoparticles as heterogeneous activator of peroxymonosulfate[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 276: 452-460. doi: 10.1016/j.jhazmat.2014.05.068
    [33] CHENG F Y, SU C H, YANG Y S, et al. Characterization of aqueous dispersions of Fe3O4 nanoparticles and their biomedical applications[J]. Biomaterials, 2005, 26(7): 729-738. doi: 10.1016/j.biomaterials.2004.03.016
    [34] DONG H R, DENG J M, XIE Y K, et al. Stabilization of nanoscale zero-valent iron (nZVI) with modified biochar for Cr(VI) removal from aqueous solution[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 332: 79-86. doi: 10.1016/j.jhazmat.2017.03.002
    [35] 叶林静, 关卫省, 宋优男, 等. 磁性Fe3O4/ZnO核壳材料的制备及降解四环素类抗生素[J]. 应用化学, 2013, 30(9): 1023-1029.
    [36] GAO X J, FAN X J, CHEN X P, et al. Immobilized β-lactamase on Fe3O4 magnetic nanoparticles for degradation of β-lactam antibiotics in wastewater[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2018, 15: 2203-2212. doi: 10.1007/s13762-017-1596-4
  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-04010203040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 4.6 %DOWNLOAD: 4.6 %HTML全文: 94.9 %HTML全文: 94.9 %摘要: 0.5 %摘要: 0.5 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 99.6 %其他: 99.6 %中卫: 0.2 %中卫: 0.2 %北京: 0.2 %北京: 0.2 %其他中卫北京Highcharts.com
图( 17)
计量
  • 文章访问数:  7272
  • HTML全文浏览数:  7272
  • PDF下载数:  116
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-04
  • 录用日期:  2020-02-28
  • 刊出日期:  2020-09-10
刘一清, 苏冰琴, 陶艳, 宋秀兰, 林昱廷, 芮创学. 磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
引用本文: 刘一清, 苏冰琴, 陶艳, 宋秀兰, 林昱廷, 芮创学. 磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
LIU Yiqing, SU Bingqin, TAO Yan, SONG Xiulan, LIN Yuting, RUI Chuangxue. Degradation of sulfamethoxazole in water by magnetic nano-Fe3O4 activated persulfate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023
Citation: LIU Yiqing, SU Bingqin, TAO Yan, SONG Xiulan, LIN Yuting, RUI Chuangxue. Degradation of sulfamethoxazole in water by magnetic nano-Fe3O4 activated persulfate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2515-2526. doi: 10.12030/j.cjee.201912023

磁性纳米Fe3O4活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑

    通讯作者: 苏冰琴(1972—),女,博士,副教授。研究方向:水污染控制等。E-mail:1251345607@qq.com
    作者简介: 刘一清(1995—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制。E-mail:1578844231@qq.com
  • 1. 太原理工大学环境科学与工程学院,晋中 030600
  • 2. 山西省市政工程研究生教育创新中心,晋中 030600
  • 3. 太原科技大学环境与安全学院,太原 030024
  • 4. 山西嘉宝源科技有限公司,太原 030006
基金项目:
山西省自然科学基金资助项目(201801D121274,201601D102056)

摘要: 采用共沉淀法制备了具有较高催化活性的磁性纳米Fe3O4,并对其催化活化过硫酸盐(PS)降解磺胺甲恶唑(SMX)的性能进行了探究,考察了PS浓度、Fe3O4投加量、初始pH、共存阴离子(Cl-CO23NO3)以及腐殖酸(HA)对SMX降解效果的影响。SEM、EDS、FT-IR、XRD和BET表征结果表明,实验制备了较高纯度的Fe3O4纳米颗粒;重复性实验结果表明,Fe3O4具有良好的稳定性;催化降解SMX的实验结果表明,提高PS的浓度、增加Fe3O4的投加量均可提高SMX的降解率,且SMX的降解反应符合拟一级动力学。当PS浓度为0.5 mmol·L−1、Fe3O4投加量为1.2 g·L−1、初始pH=7.0时,Fe3O4活化PS降解SMX的效果最佳,在反应180 min后,SMX降解率达到93.3%。XPS光谱分析结果表明,反应过程中Fe2+主要参与了活化PS降解SMX的过程。乙醇(EtOH)和叔丁醇(TBA)自由基淬灭实验结果证明,在Fe3O4/PS体系中同时存在SO4和·OH,SO4对SMX的降解发挥了主导作用。以上结果为含磺胺甲恶唑废水的处理提供了催化剂选择,也可为过硫酸盐高级氧化体系中阴离子和腐殖酸对反应的影响效果提供参考。

English Abstract

  • 磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole,SMX)作为磺胺类典型代表,因其具有抗菌谱广、使用方便、价格低廉等特点,被广泛用于水产养殖、畜牧业以及由各种微生物引起的人类疾病预防和治疗中[1-2]。经现有常规污水处理工艺处理后,尽管COD等指标都能达到排放标准,但仍有许多SMX及其中间代谢产物残留在出水中,经过长年的积累会对地表水以及地下水造成不可修复的损坏[3],继而影响整个生态系统的良性循环,最终危害人类健康[4-7]。因此,寻求高效经济的去除方法,控制SMX在水环境的含量对生态环境与生命安全均具有重要的现实意义[8]

    目前,SMX的降解方法主要有芬顿法、改良芬顿法、吸附法等。苏荣军等[9]利用Fenton氧化体系对SMX制药废水进行了研究,在最佳实验条件下,60 min内,SMX的降解率达到了88.9%;赵天亮等[10]利用光降解方法有效地去除了SMX,但少有研究较为系统地考察水中共存阴离子和腐殖酸对SMX降解的影响。近年来,基于硫酸根自由基(SO4)高级氧化技术被广泛应用于土壤和地下水原位修复和有毒有害难生化降解的有机废水实践中[11-13]。由于SO4(E0=2.5~3.1 V)有着比羟基自由基(·OH)(E0=1.8~2.7 V)更高的氧化还原电位,可以氧化水中绝大部分有机物,Fe2+作为被广泛使用的激活剂,其具有消耗速度快和形成Fe3+沉积并阻碍反应的明显缺点[14]。Fe3O4具有较高的催化活性,能够缓慢向溶液中释放Fe2+,且因其磁性也更易实现固液分离,在常温常压下反应就可以进行(式(1)),不产生二次污染的同时还可以重复利用多次,是真正的绿色催化剂。本研究采用共沉淀法制备了具有较高催化活性的磁性纳米Fe3O4,并对其物化性质进行了表征,分别考察了PS浓度、Fe3O4投加量、初始pH、共存阴离子(ClCO23NO3)以及腐殖酸(HA)对SMX降解效果的影响,同时考察了Fe3O4的性能和重复利用效果,进一步对降解SMX反应(式(1))的作用机理进行探讨。

  • 试剂:磺胺甲恶唑(>98%)、过硫酸钾(>99.5%)、六水合三氯化铁、硫酸亚铁、盐酸、硫酸、氨水、氢氧化钠、氯化钠、无水碳酸钠、碳酸氢钠、碘化钾、硝酸钠、腐殖酸、分析用甲醇、甲酸、乙醇、叔丁醇。实验用水均采用Milli-Q纯化系统(18.2 mΩ·cm)制备的超纯水。

    仪器:THZ-C型恒温振荡器,AUY120型分析天平,梅特勒-托利多pH计,超声波清洗机,DZF-6020真空干燥箱,安捷伦1260高效液相色谱,Tescan Mira 3高分辨率场发射扫描电子显微镜(SEM),Oxford X-MaxN能谱分析仪(EDS),紫外可见分光光度计(UV5500),布鲁克TENSOR-II傅里叶红外光谱仪,DX-2700型X射线衍射仪(XRD),TOC分析仪(岛津TOC-VCPH),ASAP 2460全自动比表面及孔隙度分析仪(BET)。

  • 将一定浓度的FeCl3·6H2O溶液和FeSO4·7H2O溶液混合,再将混合液快速加入到装有氨水、置于超声波清洗机中的三口烧瓶中,全程在通入氮气的条件下进行,控制温度为60 ℃。反应30 min后,用磁铁将黑色的磁性Fe3O4纳米材料收集,用去离子水反复冲洗至上清液呈中性后,置于真空干燥箱中60 ℃烘干,研磨后,储存于干燥皿中。样品用扫描电镜-能谱(SEM-EDS)、红外(FT-IR)、X射线衍射(XRD)、比表面(BET)进行表征。

  • 量取50 mL 20 μmol·L−1的SMX溶液于锥型瓶,将其置于摇床中,控制温度为30 ℃,转速为180 r·min−1,实验先投加一定量的Fe3O4反应30 min,待Fe3O4吸附平衡后,加入过硫酸盐溶液,每隔一定时间取水样,立即加入甲醇淬灭反应。反应液经0.22 μm滤膜过滤,利用高效液相色谱(HPLC)进行定量分析。通过单因素实验明确了PS浓度、Fe3O4投加量、初始pH对SMX降解效果的影响,确定PS浓度、Fe3O4投加量、初始pH最佳条件后,在此基础上又考察了共存离子和腐殖酸对SMX降解的影响。通过添加乙醇(EtOH)[15-16]及叔丁醇(TBA)[16]来鉴定体系中SO4和·OH的存在。实验中,SMX的降解可用拟一级动力学描述,如式(2)所示。

    式中:Ctt时刻的SMX浓度,μmol·L−1C0为SMX初始浓度,μmol·L−1t为反应时间,min;k为拟一级反应速率常数,min−1

  • 采用分光光度法[17]测定PS浓度。在NaHCO3存在的条件下,PS与KI反应生成黄色络合物,通过紫外可见分光光度计(UV5500,上海元析仪器有限公司)于400 nm处进行测定。SMX浓度采用美国安捷伦1260高效液相色谱仪及C-18的色谱柱进行定量分析。检测条件为:流动相(甲醇/0.1%甲酸)=35∶65,检测波长为270 nm,进样量为10 µL,流量为0.8 mL·min−1,柱温为30 ℃。

  • 对纳米Fe3O4进行扫描电镜(SEM)、能谱(EDS)、红外光谱(FT-IR)、X射线衍射(XRD)和比表面测试(BET)等分析,具体结果如图1~图4所示。如图1(a)所示,在放大100 000倍的情况下,可清晰地观察到催化剂晶体为立方体颗粒,颗粒均匀,粒径约为40 nm,部分颗粒之间发生了团聚,这说明颗粒之间存在磁性吸引;由图1(b)可知,颗粒中存在C、O、Fe、S、Cl元素,Fe和O含量最高,质量分数分别为39.16%和54.23%。

    图2为Fe3O4的FT-IR光谱图。由图2可知,在576、1 401、3 138 cm−1处出现3个较强的吸收峰。波数576 cm−1处为Fe—O伸缩振动峰,1 401 cm−1和3 338 cm−1处分别是H—O—H和O—H的伸缩振动峰,这可能是由于少量水分子吸附在Fe3O4表面所导致的。

    图3为Fe3O4的XRD图谱,将其与Fe3O4标准图谱(JCPDS PDF#65-3107)进行对比,在30.1º、35.4º、43.1º、53.4º、57.0º、62.5º、74.1º处具有较强的衍射峰,与标准Fe3O4所具有的特征衍射峰相吻合,这说明制得的催化剂为纯度较高的Fe3O4

    图4为依据Brunauer-Emmett-Teller方程计算得到的Fe3O4吸附氮气的吸附解吸等温曲线。由图4可知,该等温线呈现出明显的IV型,根据IUPAC的分类,说明Fe3O4为典型的中孔吸附材料。其平均孔径为12.936 2 nm,比表面积为30.816 3 m2·g−1,总孔容为0.112 449 cm3·g−1,表明Fe3O4可以提供大量的活性反应位点。

  • 在PS浓度为0~1.0 mmol·L−1的条件下,考察了其对SMX降解效果的影响,结果如图5所示。当PS浓度由0 mmol·L−1提高至0.5 mmol·L−1时,SMX降解速率逐渐提高,反应180 min后,SMX降解速率达到93.3%。分析原因为,随着体系中PS浓度的增加,过硫酸盐可被Fe3O4催化活化,从而产生更多的SO4参与反应(式(1)),故有利于SMX的降解[12]。当继续提高PS浓度至1.0 mmol·L−1时,SMX的降解率由93.3%降至88.8%。有研究[18]表明,过量的S2O28能够与SO4发生反应(式(3)),过量的SO4也会发生自身的淬灭反应(式(4))。

    由式(1)可知,催化剂Fe3O4的投加直接影响SO4的活化,从而对SMX的降解效果产生影响。在Fe3O4投加量为0~1.4 g·L−1的条件下,考察了SMX的降解效果。由图6可知,在未投加Fe3O4的条件下,SMX基本没有被降解,当Fe3O4投加量增加到1.2 g·L−1时,反应180 min,SMX的降解率可达到93.3%。由式(1)可知,增加Fe3O4的投加量可提供更多的Fe2+,PS被Fe3O4表面的Fe2+激活,从而产生更多的SO4参与反应。此外,磁性Fe3O4表面的Fe2+能够引发一系列类芬顿反应,因此,增加体系中Fe3O4投加量,能提高SMX的降解率。当继续增大Fe3O4至1.4 g·L−1时,SMX降解效果的变化并不明显,这可能是因为在Fe3O4催化活化PS反应中,体系中PS浓度相对不足造成的。

    图7为不同pH (3、5、7、9、11)对SMX的降解效果的影响。由图7可见,随pH的增大,SMX的降解率逐渐降低。这一现象与S2O28在不同pH下的不同氧化性有关[19]。在酸性条件下,S2O28不仅可以被Fe3O4激活产生SO4,还可以与H+反应生成SO4(式(5)和式(6)),有研究[20]表明,水溶液中SO4也会反应生成·OH(式(7)),从而促进活化PS反应的进行。

    在碱性条件下,SO4和OH更易反应生成·OH(式(8)),而·OH的氧化电位低于SO4[21];当pH升高时, 体系中Fe2+从Fe3O4表面脱除,反应产生的Fe3+也会生成氢氧化物胶体,从而增加磁性Fe3O4颗粒的团聚,致使其催化活性进一步的降低,因此,碱性条件对降解SMX的抑制作用更加明显。考虑自然状态下实际水体pH多为中性,故选择最适pH为7。

    反应过程中pH随时间的变化曲线如图8所示,由图8可知,在SMX降解过程中,当初始pH≥9时,反应过程中的pH逐渐下降,而在中性和酸性(3.0~5.0)条件下,反应过程中的pH略有增加,但变化并不显著。初始pH很高时,pH出现明显下降,很可能是由于SMX在降解过程中生成了CO2和较低分子质量的有机酸。鉴于H2CO3是一种弱酸,pKa1pKa2分别为6.3和10.3,当初始pH处于中性至酸性范围时,释放到溶液中的H+不足以改变溶液的pH,因此,溶液中pH相对稳定,这与GONG等[22]和WANG等[23]的研究结果相似。

    天然水体中存在着大量阴离子,其在维持酸碱平衡等方面发挥着重要的作用。实验考察了ClCO23NO3这3种阴离子在降解SMX实验中的影响。图9为加入2.5、5.0、7.5、10.0和12.5 mmol·L−1 Cl时对SMX降解效果的影响。由图9可知,与不投加Cl相比,在反应180 min后,对应不同的Cl投加浓度,SMX的降解率分别下降了1.08%、2.65%、4.65%、7.40%、8.61%。结果表明,低浓度的Cl对于SMX的降解基本无影响,随着Cl浓度的增加,对SMX降解抑制作用逐渐加强。有研究[24-25]表明,Cl是一种有效的自由基捕获剂,可与SO4反应生成氯自由基(Cl·) (式(9)),随着Cl浓度的升高,Cl·又可迅速与Cl反应,生成活性较低的二氯自由基(Cl2)[26](E0=1.36 V)(式(10)~式(12)),减弱了SO4的作用;其次,Cl也可能会优先吸附到磁性Fe3O4表面的活性部位,使得磁性Fe3O4催化能力降低,导致SO4产生量减少。另外,还有研究[27-28]表明,S2O28SO4等自由基的活性随溶液中离子强度的增大而降低。

    不同CO23浓度对SMX降解效果的影响如图10所示。结果表明,分别加入0.01、0.05、0.10 mmol·L−1 CO23,反应180 min后,低浓度CO23对SMX的降解效果有轻微抑制作用,SMX的降解率由93.3%降至84%;当CO23浓度提高至1.00 mmol·L−1时,对SMX降解效果的抑制作用明显增强,SMX的降解率下降至31%。其原因可能是:体系中CO23会发生水解,生成HCO3,而2种离子在溶液中的占比是由溶液的pH决定的(式(13)和式(14))。当溶液pH为7.0±0.1时,可以认为溶液中主要以HCO3/CO23共同离子存在,能够与SO4反应,产生CO3(式(15)和式(16))。

    CO3也能与有机物反应,但SO4反应速率常数高于CO3,因此,在体系中加入较高浓度的CO23时,SMX降解速率会有所降低。同时,高浓度CO23SO4也有淬灭作用。GAO等[29]采用热活化过硫酸盐氧化降解三氯生,研究结果表明,碱性物质(如CO23HCO3)的存在对三氯生降解具有抑制效果。

    不同NO3浓度对SMX降解效果的影响如图11所示。由图11可知,与不投加NO3相比,当反应中分别加入0.01、0.10、0.50、1.00 mmol·L−1NO3,反应180 min后,SMX的降解率分别增加了0.2%、1.1%、2.2%、2.9%。结果表明,低浓度NO3对SMX降解具有轻微的促进作用。有研究[28,30]表明,水中的NO3在自然光或者紫外光的照射下发生一系列化学反应(式(17)~式(21)),生成亚硝酸自由基(NO2)、硝基自由基(NO3·)、氧自由基(O·)等活性自由基,其进一步与水反应产生OH·,与SO4协同作用达到强化降解SMX的作用。

    实验考察了腐殖酸对SMX降解效果的影响。腐殖酸是腐殖质的重要组成部分,是经植物残体腐解后,由碳、氢、氧、氮等元素组成的一类高分子有机弱酸物质。其总量庞大,广泛分布江河湖海,土壤煤矿等各地,对生态平衡中碳循环、矿物迁移积累、土壤肥力等多方面都有影响。实验研究了不同浓度HA对SMX降解效果的影响,如图12所示。由图12可见,随着HA浓度的增加,对SMX降解的抑制作用加强。其原因可能是因为:HA结构复杂且含有大量的苯环、羰基和羧基等多种官能团,和SMX共同竞争SO4,并可能率先和SO4发生反应,因而对SMX降解效果造成不利影响。

    实验考察了反应过程中TOC的变化情况。实验将单独PS氧化效果、单独Fe3O4吸附效果与Fe3O4/PS体系降解效果进行了对比,结果如图13所示。由图13可见,单独PS氧化和单独Fe3O4吸附的矿化率很低,难以实现矿化,而Fe3O4活化PS可以实现SMX的有效矿化。

  • 据报道,含有α氢原子的醇与·OH或SO4具有较高的反应速率,含有α氢的EtOH可以作为辨别过硫酸根与·OH或SO4贡献的淬灭剂,而TBA对SMX降解效果的影响可以用来区分·OH与SO4贡献大小[12]。通过投加EtOH及TBA,对体系中主要自由基进行了鉴定,结果如图14所示。Fe3O4/PS体系中EtOH和TBA的存在均不同程度地抑制了SMX的降解,在添加EtOH后,SMX的降解率下降了19.2%,其速率常数为7.8×10−3 min−1;在添加TBA后,SMX的降解率下降了10.3%,其速率常数为1.14×10−2 min−1。由此可见,EtOH对SMX降解的抑制能力明显强于TBA,体系中SMX降解率的差异表明体系中SO4和·OH是共同存在的。同时,从SMX降解的速率常数可以看出,在添加TBA和EtOH后,SMX降解的速率常数逐级降低。由速率常数递减的差值可以推测,SO4在降解SMX的过程中发挥了主导作用,其贡献率为58.9%,而·OH的贡献率为41.1%。

  • 本研究对反应后的降解产物进行了分析,提出了可能的降解路径(如图15所示)。·OH表现出与烯烃双键和苯胺的高反应活性,主要反应途径之一是与位于恶唑环上的双键进行加成反应,这与BUXTON等[15]的研究结果相似。SO4比·OH更具选择性和亲电性,其主要是通过在烯烃双键的恶唑环上引发亲电攻击,生成醇类化合物(TP 287),恶唑环中的氮原子会增强烯烃双键的电子密度,且比异恶唑环中的烯烃双键表现出更强的供电子能力,这与YANG等[31]的研究结果相似。

  • 通过比较SMX降解反应前后Fe3O4的X射线光电子能谱 (X-ray photoelectron spectroscopy, XPS),分析了PS活化机理,结果如图16所示。由图16(a)可知:反应前,Fe3O4中的710.6 eV和713.0 eV的铁带为Fe2p,观察到的位置与磁铁矿铁赋值的研究[32]一致;反应后,Fe3O4中的结合能略有增加,这表明Fe3O4中Fe2+和Fe3+组分的变化。Fe3+的比例增加了15.9%,这表明在反应过程中部分Fe2+发生了电子捕获。另外,O1s的XPS光谱如图16(b)所示。反应前,529.4、530.7、531.4 eV处的3个峰证实晶格氧(O2−)、氢氧化物(OH)和H2O共同存在Fe3O4中,这与先前的研究结果[32-33]一致。活化反应后,Fe3O4中的O2−、OH和H2O的比例发生变化,O2-的占比有所升高,OH和H2O的占比降低,这表明催化剂上的OH和H2O参与反应,并生成了H+和Fe(氧)氢氧化物[34]。Fe3O4表面的Fe2+活化PS可生成SO4(式(1)),通过SO4与H2O的反应生成了∙OH (式(7)),从而参加SMX降解过程。Fe2+可被氧化为Fe3+,并在Fe3O4表面上沉淀下来,从而形成Fe(氧)氢氧化物(式(22)和式(23))。

    在pH=7.0、SMX浓度为20 μmol·L−1、Fe3O4投加量为1.2 g·L−1、PS浓度为0.5 mmol·L−1、温度为(30±0.5) ℃的最佳实验条件下,对Fe3O4进行重复性实验,结果如图17所示。每次反应进行180 min后,将Fe3O4取出,先用甲醇冲洗3次[35-36],利用相似相溶原理,将沉积包裹在Fe3O4表面的反应代谢产物溶解,再用蒸馏水反复冲洗3次后,加入到下次重复实验中。结果表明,经过4次循环实验后,SMX的降解率分别为93%、88%、82%和73%,Fe3O4表现出了较好的稳定性和催化活性,这说明Fe3O4能够稳定地应用到活化过硫酸盐和处理抗生素废水的高级氧化应用中。

  • 1)通过共沉淀法制备了纳米Fe3O4,其具有良好的活化PS和降解磺胺甲恶唑的能力。在PS浓度为0.5 mmol·L−1,Fe3O4投加量为1.2 g·L−1,初始pH为中性的条件下,经180 min反应后,SMX的降解率达到了93.3%,且降解过程符合拟一级动力学方程。

    2)纳米Fe3O4在酸性或中性条件下对PS均有较好的催化活性,且Fe3O4具有良好的稳定性。XPS光谱分析结果表明,反应过程中Fe2+发生了电子捕获,主要参与了催化活化PS降解SMX的过程。

    3)水中低浓度的阴离子ClCO23对SMX降解反应具有较小的抑制作用,而NO3对SMX降解反应有轻微的促进作用。腐殖酸的存在对SMX降解反应产生较强的抑制作用。

    4)采用EtOH及TBA作为淬灭剂进行自由基识别,结果表明,在Fe3O4/PS体系中,SO4和·OH同时存在,SO4在SMX降解过程中发挥了主导作用。

参考文献 (36)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回