氯化亚铁活化过一硫酸盐同步去除氮磷及磷的回收

郭聪慧; 李一兵; 张娟娟; 郝经纬; 孙拓; 石永; 林松; 赵旭

doi:10.12030/j.cjee.202007069

氯化亚铁活化过一硫酸盐同步去除氮磷及磷的回收

1.
河北工业大学土木与交通学院，天津 300401
2.
中国科学院生态环境研究中心，环境水质学国家重点实验室，北京 100085
3.
贵州水务股份有限公司，贵阳 550000
4.
贵州水务运营有限公司，贵阳 550000

作者简介: 郭聪慧(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：高级氧化技术。E-mail：1939512099@qq.com

通讯作者: 赵旭(1976—)，男，博士，研究员。研究方向：环境电化学等。E-mail：zhaoxu@rcees.ac.cn

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(21777176)；贵州省科技支撑计划项目(黔科合支撑[2019]2848号)；观山湖区科技计划项目(观科合同[2018]16号)
中图分类号: X703

Simultaneous removal of nitrogen and phosphorus by ferrous chloride activated peroxymonosulfate and recovery of phosphorus

1.
School of Civil Engineering and Transportation, Hebei University of Technology, Tianjin 300401, China
2.
State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
3.
Guizhou Water Affairs Co. Ltd., Guiyang 550000, China
4.
Guizhou Water Operation Co. Ltd., Guiyang 550000, China

Corresponding author: ZHAO Xu, zhaoxu@rcees.ac.cn

摘要: 采用氯化亚铁(FeCl₂)活化过一硫酸盐(PMS)产生硫酸根自由基( ${{\rm{SO}}^{\cdot -}_4}$ )和氯自由基(Cl·)，实现了水中 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 、 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ 的同步无害化去除及磷的回收。研究了Fe²⁺/PMS/Cl⁻体系中的反应机制，考察了PMS浓度、Fe²⁺/Cl⁻、溶液pH、温度、溶液共存 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 浓度及腐殖酸(HA)浓度等条件对反应体系的影响。结果表明：当溶液pH为4.0、PMS投加量为20 mmol·L⁻¹、Fe²⁺/Cl⁻摩尔分数为1/12时，反应30 min后，溶液中的 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 去除率高达100%且以氮气(N₂)形式实现 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 无害化去除； ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ 的去除率也高达100%且以磷酸铁(FePO₄)沉淀形式被回收；随着PMS浓度、Fe²⁺/Cl⁻以及温度的升高，Fe²⁺/PMS/Cl⁻体系中， ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 去除率逐渐增大，但对 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ 的回收无明显影响；溶液中 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 和HA的存在对 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ 去除有抑制作用。通过自由基淬灭实验和ESR分析证明， ${{\rm{SO}}^{\cdot -}_4 }$ 和Cl·在Fe²⁺/PMS/Cl⁻体系中起主要作用。本研究结果可为氮磷废水的处理及磷回收提供参考。
- 过一硫酸盐 /
- 氨氮去除 /
- 磷回收 /
- 氯自由基 /
- 硫酸根自由基
Abstract: This study achieved the simultaneous and harmless removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ and the recovery of phosphorus from wastewater by using an approach that exploited ferrous chloride (FeCl₂) to activate peroxymonosulfate (PMS) and thereby producing sulfate radicals ( ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ ) and chlorine radicals (Cl·) to solving the very problem. The mechanism in Fe²⁺/PMS/Cl⁻ system was investigated. The effects of different reaction conditions including PMS dosages, Fe²⁺/Cl⁻, pH, temperature, coexistence of ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ and humic acid (HA) concentration on the degradation of ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ and ${\rm{NH}}_4^ +$ were evaluated. The results indicated that the removal efficiency of ${\rm{NH}}_4^ +$ reached 100% and ${\rm{NH}}_4^ +$ was harmlessly removed in the form of nitrogen (N₂). And the removal efficiency of ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ was as high as 100% and was recovered in the form of iron phosphate (FePO₄) precipitates at 30 min when the pH of the solution was 4.0, the PMS dosage was 20 mmol·L⁻¹ and Fe²⁺/Cl⁻ mole fraction was 1/12. In Fe²⁺/PMS/Cl⁻ system, high PMS concentration, high Fe²⁺/Cl⁻and high temperature, were proved to be favorable in the degradation of ${\rm{NH}}_4^ +$ . However, these conditions had almost null effect on the recovery of ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ . The removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ was slightly inhibited in the presence of ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ and HA. The radical quenching experiment and ESR results indicated that ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ and Cl· played a major role in Fe²⁺/PMS/Cl⁻ system. This study can provide reference for the treatment of nitrogen and phosphorus wastewater and phosphorus recovery.
- peroxymonosulfate(PMS) /
- ammonia nitrogen removal /
- phosphorus recovery /
- chlorine radical /
- sulfate radical
寻求和利用可再生绿色清洁能源替代化石燃料，是解决能源与环境危机的重要途径。微生物燃料电池(microbial fuel cell, MFC)作为一种集污水处理与生物产电于一体的新型技术，以产电细菌为主体，可将化学能转化为电能，同时去除水体中的污染物^[1-2]。电极材料是影响MFC性能的关键因素之一，也是MFC产电微生物的附着载体和生长场所^[3]。因此，找到一种可供微生物大量附着和生长的载体，同时具有良好导电性能的材料至关重要。

MFC电极多采用碳质材料，拥有良好的生物相容性、导电性和化学稳定性^[4]。碳质材料一般包括石墨烯、碳毡、碳布、生物炭等。其中石墨烯电极机械强度较好，但其材料表面相对光滑，不利于微生物附着，因而导致胞外电子传递效率低^[5-6]；碳毡电极柔韧性良好，但其在MFC运行时，由于材质较厚，生物膜会妨碍底物由外向内的扩散，影响对污染物的降解效率；碳布电极表面粗糙但机械强度较差，不适于投入大规模的实际工程应用中^[7]。相比于传统电极材料，生物炭材料具有来源广泛、成本低廉、电化学性能较好、比表面积高和孔隙结构多等优点。2018年CHEN等^[8]大麻槿秸秆通过简单的碳化处理制成MFC阳极，其电流密度达到了32.5 A·m⁻²，是对照组石墨棒电极的3倍，由此可见生物炭作为MFC电极材料是具有一定优势的。

据2020年中国统计年鉴统计，我国核桃栽培面积为5.54×10¹⁰ m²，约1.3×10⁹株^[9]。每年有大量的废弃核桃壳产生，如何有效处理这些固体废物，实现减量化和资源化是环境领域的研究热点。采用高温裂解法制备生物炭，再通过化学活化，可使其表面结构相对于碳基材料的平面结构更为粗糙，更有效的提升活性表面积^[10-13]。常见的生物炭化学活化剂包括ZnCl₂、HPO₄、KOH等，其中ZnCl₂活化制备的活性炭具有产率高、过渡孔发达、价廉易得等优点^[14]，JIANG等通过ZnCl₂活化甘蔗渣发现，锌离子浓度越高，比表面积越大^[15]。

目前，以改性核桃壳作为电极材料的研究鲜有报道。因此，本研究主要以改性核桃壳作为生物炭基电极材料，通过不同温度的碳化、不同浓度的ZnCl₂活化、不同比例的材料复合制成微生物燃料电池电极，通过表征分析，考察不同制备方法制备出的材料的性能差异，分析其在MFC中产电性能的差异，以及最佳条件MFC去除污染物的能力，为微生物燃料电池的发展方向提供参考。

1.   材料和方法

1.1   电极材料的制备

将市场上购买的核桃取果皮后粉碎，过40目分子筛后，置于石英舟中，再将其放入管式炉(OTF-1200 X)，真空400 ℃炭化90 min后，得到黑色产物。称取一定量的黑色产物与氯化锌固体按质量比分别为5:1、5:3、5:5，置于烧杯中加去离子水刚好完全淹没，搅拌后，再将其置于105 ℃烘箱中烘干24 h。将烘干好的黑色产物放于管式炉中央，分别在400、600、800 ℃温度条件下真空煅烧2 h，反应结束后在真空保护下冷却至室温。煅烧好的样品先用10% HCl溶液洗涤，然后用去离子水洗涤，直至中性，最后将其置于105 ℃烘箱中烘干24 h，得到核桃壳碳化产物。

制备好的生物炭样品与聚苯胺和热熔胶按5:1:4和5:1:5质量比进行混合，然后将混合材料置于刚玉舟模具中压实，再放入200 ℃管式炉进行真空热熔，热熔30 min后，自然冷却至室温取出。制备后的电极材料样品尺寸为2 cm×3 cm×0.5(±0.05) cm。

1.2   表征与测试

实验采用扫描电镜(捷克TESCAN MIRA LMS)，通过磨成粉末过0.4 mm筛网制样，对生物炭基电极材料表面形貌进行表征；采用拉曼光谱(激光器波长532 nm，扫描范围50~4 000 cm⁻¹)分析电极材料的石墨化程度；采用孔隙及比表面积分析仪(康塔4000 e，脱气温度120 ℃)分析电极材料的比表面积、孔体积和孔径；采用电化学工作站(CHI 660 e)，通过LSV、EIS测试，分析电极材料的导电性能的差异；采用HACH高量程(20~1 500 mg·L⁻¹)消解法测定COD；采用国标纳氏试剂比色法测定氨氮；采用电流电压数据采集器(KEYSIGHT 34972A)测定MFC产电性能、采集电流电压及功率密度。

1.3   MFC的构建

实验采用空气阴极单室MFC反应器，由有机玻璃制成，内径为10 cm，高度为14 cm，设置溢流堰用于出水，底部设置0.4 cm有机玻璃管用于进水。反应器阴阳极用尼龙螺栓固定，有效容积为377 mL。配制模拟废水(实验所用的去离子水为灭菌除氧后的水)用于MFC产电性能分析，每隔24 h进出水150 mL，其组成为1.356 g·L⁻¹ C₄H₄Na₂O₄，0.15 g·L⁻¹ (NH₄)₂SO₄，0.253 5 g·L⁻¹ KH₂PO₄，0.125 g·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O，0.125 g·L⁻¹ NaCl，0.002 5 g·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O，0.002 g·L⁻¹ MnSO₄·H₂O，1 mL·L⁻¹ 微量元素。其中微量元素包括1.5 g·L⁻¹ FeC1₃·6H₂O，0.02 g·L⁻¹ CuC1₂·2H₂O，0.18 g·L⁻¹ KI，0.12 g·L⁻¹ MnCl₂·4H₂O，0.01 g·L⁻¹ ZnC1₂，0.06 g·L⁻¹ Na₂MoO₄·2H₂O，0.15 g·L⁻¹ CoC1₂·6H₂O，0.15 g·L⁻¹ H₃BO₃，0.06 g·L⁻¹ Na₂MoO₄·2H₂O。

1.4   脱氮微生物接种

实验所用接种微生物为本研究组前期实验筛选出的异养硝化-好氧反硝化菌^[16]。通过扩大培养，鉴定其异养硝化与好氧反硝化性能后接种至MFC反应器。具体过程如下：将菌种接种至LB液体培养基，在(30±2) ℃培养箱中培养24 h后，取菌种培养液与去离子水以1:9比例混合，用10 mL离心管离心去除上清液后加适量水摇匀，倒入好氧反硝化培养基，恒温振荡培养(160 min⁻¹，30 ℃)，每12 h测1次硝氮浓度和OD₆₀₀；再取培养液置于异养硝化培养基，厌氧箱中恒温培养(30 ℃)，每12 h测1次氨氮浓度和OD₆₀₀。实验所用LB液体培养基含有3.0 g·L⁻¹ 牛肉膏、5.0 g·L⁻¹ NaCl、10.0 g·L⁻¹ 蛋白胨(pH=7.0)；好氧反硝化培养基(100 mL)含有1.356 g·L⁻¹ C₄H₄ Na₂O₄、0.064 1 g·L⁻¹ KNO₃、0.253 5 g·L⁻¹ KH₂PO₄、0.125 g·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O、0.125 g·L⁻¹ NaCl、0.002 5 g·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O、0.002 g·L⁻¹ MnSO₄·H₂O；异养硝化培养基(100 mL)含有1.356 g·L⁻¹ C₄H₄Na₂O₄、0.253 5 g·L⁻¹ KH₂PO₄、0.125 g·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O、0.125 g·L⁻¹ NaCl、0.002 5 g·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O、0.002 g·L⁻¹ MnSO₄·H₂O、0.15 g·L⁻¹ (NH₄)₂SO₄。

1.5   MFC启动

将目标菌株菌悬液接种至MFC反应器中，接种比例10%，上下电极间距4 cm。MFC置于恒温气候箱中，温度和湿度分别控制30 ℃、50%。进水pH为7.0±0.1，连接1 kΩ的外电阻，每5 min对MFC输出电流电压进行实时监控。在MFC电压达到稳定输出时，测量分析极化曲线和功率密度曲线(文中功率密度和电流密度以反应器有效容积为参比)。具体方法为：依次将外电阻由2 000 Ω调到100 Ω，每30 s记录1次MFC外阻的电流电压值，其中每更换一次电阻需等待3 min让电压值稳定。

2.   结果与讨论

2.1   生物炭/氯化锌质量比对电极材料性能的影响

为阐明ZnCl₂用量对生物炭材料孔隙结构的影响，实验采用生物炭/氯化锌质量比分别为5:1、5:3、5:5的电极材料，在600 ℃煅烧后，通过比表面积和孔径分布来评估核桃壳生物炭的比表面积及相应孔径分布。由图1可知，ZnCl₂活化后的生物炭孔结构的孔径主要集中在3.5 nm附近，在相对压力为0.1~1.0内出现较显著的滞后环，按照国际纯化学和应用化学联合会的定义，核桃壳生物炭是典型的Ⅰ型和Ⅱ型特性^[17]，说明核桃壳生物炭的结构属于尺寸较小的介孔结构。由表1可知，随着ZnCl₂质量比的不断增加，改性核桃壳生物炭的比表面积由590 m²·g⁻¹增加到883 m²·g⁻¹，孔容由0.009 cm³·g⁻¹逐渐增加到0.017 cm³·g⁻¹。这说明随着ZnCl₂用量的增加，活化后的核桃壳生物炭的比表面积也越大，可为微生物的生长提供更多的场所^[18]，做成MFC电极后其微生物负载量可得到提升，从而促进MFC的产电。

图 1 不同生物炭/氯化锌质量比条件下电极材料BET分析图

Figure 1. BET analysis chart of electrode materials at different biochar/zinc chloride mass ratios

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表 1 BET测量时获得的比表面积、孔径和孔容

Table 1. Specific surface area, pore size and pore volume determined by BET measurement

生物炭/氯化锌质量比比表面积/(m²·g⁻¹) 孔径/nm 孔容/(cm³·g⁻¹)

5:1 590 3.818 0.009
5:3 657 3.424 0.015
5:5 883 3.421 0.017

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2.2   煅烧温度对电极材料性能的影响

为阐明热处理温度对生物炭材料分子结构的影响规律，控制生物炭/氯化锌质量比为5:5，分别在400、600、800 ℃热处理条件下，对制备的生物炭进行拉曼光谱分析，实验结果如图2所示。由图2可见，核桃壳生物炭在1 316 cm⁻¹和1 586 cm⁻¹处有2个显著的拉曼峰，分别为炭材料的特征D峰和G峰^[19-20]。其中D峰主要是芳香环之间的C—C结构，为环数大于6环的芳香环结构，是由炭材料缺陷引起；G峰与炭材料的C=C键Sp²杂化有关。D峰与G峰的强度比(I_D/I_G)可以在一定程度反映材料的缺陷程度，I_D/I_G值越高，代表材料的无序率越高；I_D/I_G值越低，说明材料的石墨化程度越高，导电性能越好^[21]。根据拉曼光谱图Gauss拟合曲线方法可以得到I_D/I_G。由图2可以看出，随着热解温度的增加，I_D/I_G比值变小。这说明材料的石墨化程度增加，导电性能越好，制作的MFC电极性能越好。

图 2 不同煅烧温度条件下改性核桃壳生物炭拉曼光谱分析

Figure 2. Raman spectra analysis of modified walnut shell biochar at different calcination temperatures

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2.3   生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例对电极材料性能的影响

聚苯胺与热熔胶比例也是考察MFC电极制作过程的因素之一。图3为在真空煅烧温度为600 ℃、生物炭与氯化锌活化质量比为5:3的条件下，生物炭/聚苯胺/热熔胶比例分别为5:1:4和5:1:5所制成的MFC复合电极的扫描电镜图。

图 3 不同生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例条件下扫描电镜分析

Figure 3. SEM analysis at different composite ratios of biochar/polyaniline/hot melt adhesive

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由于当生物炭/聚苯胺/热熔胶的比例为5:1:1和5:1:2时，经过煅烧的生物炭电极几乎不成型，依旧保持粉末状态；当生物炭/聚苯胺/热熔胶添加比例为5:1:3时，经过煅烧的生物炭电极机械强度低，易碎，因此这些复合比例均不能到达作为MFC电极材料的要求，故实验选用的生物炭/聚苯胺/热熔胶比例为5:1:4和5:1:5。由图3可以看出，随着热熔胶中聚乙烯粉末和导电态聚苯胺的加入，其对生物炭的表面起到了修饰作用，但未对生物炭的多孔结构产生明显的影响。

2.4   生物炭/聚苯胺/热熔胶复合电极电化学表征

图4反映了电解池三电极体系中生物炭/聚苯胺/热熔胶复合电极的电化学性能。以1 cm²的铂片作为辅助电极，以Ag/AgCl作为参比电极，将制备得到BPP 5:1:4和BPP 5:1:5的复合电极分别连接在电极夹上作为工作电极。所有的电化学性能测试均是在1 mmol·L⁻¹ 铁氰化钾混合溶液(0.1 mol·L⁻¹ KCl)中完成。

图 4 不同生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例电极电化学分析

Figure 4. Electrochemical analysis of electrodes with different composite ratios of biochar/polyaniline/hot melt adhesive

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如图4(a)所示，BPP 5:1:4材料在-0.8~0.8 V内的电流为0.305~-0.879 9 mA，且CV曲线有2对微弱的氧化还原峰；而BPP 5:1:5材料的电流为0.154~-0.546 mA，CV曲线没有氧化还原峰。材料氧化还原峰越多越明显，材料的电子传递能力越好^[22]，因此，BPP 5:1:4材料比BPP 5:1:5材料具有更良好的电子传递能力，更易促进氧化还原反应。

交流阻抗(EIS)曲线如图4(b)所示，其中，正弦信号频率为0.01~10⁵Hz，交流振幅为0.006。MFC中EIS的表征大多用于分析欧姆内阻和扩散内阻，由于低频区对扩散内阻的表征存在较大偏差，所以在数据拟合过程中未将低频区部分纳入拟合范围^[23]。本次拟合使用软件Zview2，等效电路模型中R_Ω为欧姆内阻，R_ct为电荷转移内阻，电荷转移内阻与一个双电层电容并联，但因弥散效应的存在，该电容偏离理想双电层电容器，因而在本次拟合电路中使用常相位角原件代替传统双电层电容器。根据拟合结果，BPP 5: 1: 4欧姆内阻为37.17 Ω，电荷转移内阻为1 854 Ω，BPP 5:1:5欧姆内阻为46.54 Ω，电荷转移内阻为343 Ω。总的来看，R_ct均大于R_Ω，说明MFC系统内组主要受R_ct控制。就R_ct而言，BPP 5:1:4小于BPP 5:1:5，R_ct主要反映电活性微生物与电极之间电子传递过程的内阻^[24]，R_ct越小，其电子传递速率越快，因此，BPP 5:1:4生物电化学活性优于BPP 5:1:5。

2.5   菌株硝化反硝化能力的分析

本研究组前期筛选出的异养硝化-好氧反硝化菌^[16]，通过扩大培养后，接种到异养硝化与好氧反硝化培养基中。由图5可见，在好氧反硝化、异养硝化培养基中菌株不断进行自我繁殖，并消耗培养基中的硝酸根与氨氮。这说明实验接种的微生物具有好氧反硝化与异养硝化能力，后续实验将采用此细菌做为MFC的产电菌。

图 5 接种脱氮菌的性能

Figure 5. Performance of inoculated denitrification bacteria

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2.6   改性核桃壳生物炭电极MFC产电性能

实验构建单室MFC反应器，将脱氮菌株接种至MFC反应器中，连接不同条件下制备的改性核桃壳基生物炭电极材料，每5 min对MFC输出电流电压进行实时监控，其产电性能、功率密度与极化曲线如图6所示。

图 6 不同生物炭/氯化锌质量比条件下制备的电极材料

Figure 6. Electrode materials prepared at different biochar/zinc chloride mass ratios

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在真空煅烧温度为600 ℃，BPP为5:1:4的条件下，考察了不同浓度氯化锌对产电性能的影响，结果如图6(a)和图6(b)所示。当生物炭/氯化锌质量比为5:1时，MFC电极最大输出电压为0.103 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由133 mV降至16 mV，最大体积功率为26 mW·m⁻³，电流密度为259 mW·m⁻³；当生物炭/氯化锌质量比为5:3时，最大输出电压为0.137 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由171 mV降至28 mV，最大体积功率为51 mW·m⁻³，电流密度为406 mA·m⁻³；当生物炭/氯化锌质量比为5:5时，MFC电极最大输出电压为0.148 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由181 mV降低至31 mV，最大功率密度为61 mW·m⁻³，电流密度为438 mA·m⁻³。根据极化曲线斜率可以得出MFC电极电阻，斜率越小MFC的内阻越大^[25]。随着ZnCl₂质量比的增加，MFC的产电能力增加，内阻逐渐减小，电极材料的产电性能越好。当生物炭/氯化锌质量比从5:3提升到5:5，MFC的产电性能提升不大，可能原因是ZnCl₂对生物炭的造孔能力几乎达到饱和^[26]。

在BPP为5:1:4，生物炭/氯化锌比为5:3条件下，考察了煅烧温度对电极性能的影响，结果如图7(a)和图7(b)所示。在400 ℃煅烧条件下，MFC电极最大输出电压为0.096 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由119 mV降低至17 mV，最大功率密度为22 mW·m⁻³，电流密度为238 mA·m⁻³；在600 ℃煅烧条件下，最大输出电压为0.137 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由171 mV降低至28 mV，最大体积功率为51 mW·m⁻³，电流密度为406 mA·m⁻³；在800 ℃煅烧条件下，MFC电极最大输出电压为0.143 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由181 mV降低至29 mV，最大功率密度约为57 mW·m⁻³，此时的电流密度为436 mA·m⁻³。随着煅烧温度的增加，MFC的产电能力增加，内阻逐渐减小，电极材料的产电性能越好。结合图2可知，这是由于材料石墨化程度的增加，导致MFC的内阻减小。由图7可见，在600 ℃和800 ℃条件下，制备的电极性能相差不大。由此可见，当煅烧温度达到一定程度，MFC的产电性能提升不大，可能的原因是温度的增加破坏了部分生物炭的微孔和大孔，虽然生物炭石墨化程度增加，但是微生物的负载量减少^[27]。

图 7 不同煅烧温度条件下制备的电极材料

Figure 7. Electrode materials prepared at different calcination temperatures

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在生物炭/氯化锌比为5:3，真空煅烧温度为600 ℃条件下，考察了不同材料复合情况对电极产电性能的影响，结果如图8(a)和图8(f)所示。当生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例为5:1:4时，最大输出电压为0.137 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由171 mV降至28 mV，最大体积功率为51 mW·m⁻³，电流密度为406 mA·m⁻³；当生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例为5:1:5时，最大输出电压为0.077 V，随外电阻由大到小变化，反应器极化曲线电压由100 mV降至13mV，最大体积功率为16 mW·m⁻³，电流密度为176 mA·m⁻³。由此可见，生物炭的含量对复合材料有显著影响。结合图3可知，在保证材料成型的前提下，生物炭含量越高，MFC的内阻越小，材料的产电性能越好^[28]。

图 8 不同BPP条件下制备的电极材料

Figure 8. Electrode materials prepared at different BPP conditions

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2.7   改性核桃壳生物炭MFC对污染物的去除性能

根据以上结果，确认电极制备的最佳条件为BPP 5:1:4、煅烧温度600 ℃、生物炭/氯化锌比5:3时，即节约了生产成本，又达到最大产电量的90%，为减少对环境的污染，选用此种方法制备的电极材料用来探讨改性核桃壳生物炭电极材料用于MFC反应器降解污染物的长期效果，结果如图9所示。可以看出，随着时间的推移，MFC中出水COD由685 mg·L⁻¹降至100 mg·L⁻¹。第1天时，出水COD大幅下降，这说明微生物在反应初期消耗废水中大量有机物用于增殖。随着微生物增殖所需能量减少，有机物需求也逐渐减少，最终COD稳定去除率为85%。出水氨氮质量浓度由38 mg·L⁻¹降低至4.5 mg·L⁻¹，在第4天达到稳定，改性核桃壳生物炭MFC对氨氮的去除率最终达到88%。水体中的硝氮在7 d内先上升后下降，可以看出硝化菌株产生的硝态氮会被好氧反硝化菌株利用，MFC具有较好的脱硝态氮能力。

图 9 改性核桃壳生物炭MFC处理模拟废水中污染物的去除效果

Figure 9. Removal effect of pollutants in simulated wastewater treated by modified walnut shell biochar MFC

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3.   结论

1) MFC电极的最佳制备条件：活化时生物炭/氯化锌质量比5:3，真空煅烧温度为600 ℃，生物炭/聚苯胺/热熔胶复合电极比例为5:1:4，应用于MFC中最大的体积功率密度可达51 mW·m⁻³，对模拟废水中COD和氨氮的去除率分别为85%和88%。

2)相较于传统生物炭电极在水体中易碎，通过复合聚苯胺与热熔胶来制作生物炭电极可以在模拟废水中稳定运行。

3)用核桃壳生物炭通过简单的过程制备的MFC电极，为成本低廉，绿色清洁，操作简单的MFC发展方向提供了新的选择。
图 1 不同体系对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 1. Effect of different systems on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 2 反应过程中N物种浓度变化

Figure 2. N species concentration changes during the reaction

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图 3 不同P(Ⅴ)和Fe(Ⅲ)物种在不同pH下的占比

Figure 3. Proportion of various P(Ⅴ) and Fe(Ⅲ) species at different pH

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图 4 沉淀物的表征图

Figure 4. Characterization of precipitates

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图 5 不同淬灭剂对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 去除的影响以及ESR图谱

Figure 5. Effect of different radical scavengers on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ESR spectra

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图 6 PMS投加量 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 6. Effect of PMS dosage on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 7 温度对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 7. Effect of temperature on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 8 Fe²⁺/Cl⁻对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 8. Effect of Fe²⁺/Cl⁻ on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 9 pH对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 9. Effect of pH on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 10 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 10. Effect of ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ dosage on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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图 11 HA对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响

Figure 11. Effect of HA dosage on removal of ${\rm{NH}}_4^ +$ and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$

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[1]	ANDERSON D M, GLIBERT P M, BURKHOLDER J M. Harmful algal blooms and eutrophication: Nutrient sources, composition, and consequences[J]. Estuaries, 2002, 25(4): 704-726. doi: 10.1007/BF02804901
[2]	CONLEY D J, PAERL H W, HOWARTH R W, et al. Controlling eutrophication: Nitrogen and phosphorus[J]. Science, 2009, 323(5917): 1014-1015. doi: 10.1126/science.1167755
[3]	金相灿. 湖泊富营养化控制和管理技术[M]. 北京: 化学工业出版社, 2001.
[4]	WARD M H, RUSIECKI J A, CANTOR L K P. Nitrate in public water supplied and the risk of renal cell carcinoma[J]. Cancer Causes & Control, 2007, 18(10): 1141-1151.
[5]	ZHANG Z Q, SHE L, ZHANG J, et al. Electrochemical acidolysis of magnesite to induce struvite crystallization for recovering phosphorus from aqueous solution[J]. Chemosphere, 2019, 226: 307-315. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.03.106
[6]	ANTAKYALI D, SCHMITZ S, KRAMPE J, et al. Nitrogen removal from municipal sewage sludge liquor through struvite precipitation for application in a mobile plant[J]. Journal of Residuals Science Technology, 2005, 2: 221-226.
[7]	KOCHANY J, LIPCZYNSKA-KOCHANY E. Utilization of landfill leachate parameters for pretreatment by Fenton reaction and struvite precipitation: A comparative study[J]. Journal of Hazardous Material, 2009, 166(1): 248-254. doi: 10.1016/j.jhazmat.2008.11.017
[8]	SCHNEIDER M, DRENKOVA-TUHTAN A, SZCZERBA W, et al. Nanostructured ZnFeZr oxyhydroxide precipitate as efficient phosphate adsorber in waste water: Understanding the role of different material-building-blocks[J]. Environmental Science-Nano, 2016, 4(1): 180-190.
[9]	ZHANG Z G, PAN S L, HUANG F, et al. Nitrogen and phosphorus removal by activated sludge process: A review[J]. Mini-Reviews in Organic Chemistry, 2017, 14(2): 99-106. doi: 10.2174/1570193X14666161130151411
[10]	RASHED E M, EL-SHAFEI M M, HEIKAL M A, et al. Application of contact stabilization activated sludge for enhancing biological phosphorus removal (EBPR) in domestic wastewater[J]. HBRC Journal, 2014, 10(1): 92-99. doi: 10.1016/j.hbrcj.2013.08.008
[11]	FENG C P, SUGIURA N, SHIMADA S, et al. Development of a high performance electrochemical wastewater treatment system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2003, 103(1/2): 65-78.
[12]	HORI H, NAGAOKA Y, MURAYAMA M, et al. Efficient decomposition of perfluorocarboxylic acids and alternative fluorochemical surfactants in hot water[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(19): 7438-7443.
[13]	DEVI P, DAS U, DALAI A K. In-situ chemical oxidation: Principle and applications of peroxide and persulfate treatments in wastewater systems[J]. Science of the Total Environment, 2016, 571(15): 643-657.
[14]	MATZEK L W, CARTER K E. Activated persulfate for organic chemical degradation: A review[J]. Chemosphere, 2016, 151(5): 178-188.
[15]	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.
[16]	KURUKUTLA A B, KUMAR P S S, ANANDAN S, et al. Sonochemical degradation of rhodamine B using oxidants, hydrogen peroxide/peroxydisulfate/peroxymonosulfate, with Fe²⁺ ion: Proposed pathway and kinetics[J]. Environmental Engineering Science, 2015, 32(2): 129-140. doi: 10.1089/ees.2014.0328
[17]	李永涛, 赖连珏, 岳东. 无机阴离子对热活化过硫酸盐体系中降解MDEA模拟废水的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 788-795. doi: 10.12030/j.cjee.201709118
[18]	JI Y Z, BAI J, LI J H, et al. Highly selective transformation of ammonia nitrogen to N₂ based on a novel solar-driven photoelectrocatalytic-chlorine radical reactions system[J]. Water Research, 2017, 125: 512-519. doi: 10.1016/j.watres.2017.08.053
[19]	VANLANGENDONCK Y, CORBISIER D, LIERDE A V, et al. Influence of operating conditions on the ammonia electro-oxidation rate in wastewaters from power plants (ELONITA technique)[J]. Water Research, 2005, 39(19): 3028-3034.
[20]	ZHANG J J, ZHAO X, WANG Y, et al. Recovery of phosphorus from hypophosphite-laden wastewater: A single-compartment photoelectrocatalytic cell system integrating oxidation and precipitation[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(2): 1204-1213.
[21]	SONG X, PAN Y, WU Q, et al. Phosphate removal from aqueous solutions by adsorption using ferric sludge[J]. Desalination, 2011, 280(1/2/3): 384-390.
[22]	WANG M, YANG Y, ZHANG Y. Synthesis of micro-nano hierarchical structured LiFePO₄/C composite with both superior high-rate performance and high tap density[J]. Nanoscale, 2011, 3(10): 4434-4439. doi: 10.1039/c1nr10950b
[23]	DONG B, LI G, YANG X, et al. Controllable synthesis of (NH₄)Fe₂(PO₄)₂(OH)·2H₂O using two-step route: Ultrasonic-intensified impinging stream pre-treatment followed by hydrothermal treatment[J]. Ultrasonics Sonochemistry, 2018, 42: 452-463. doi: 10.1016/j.ultsonch.2017.12.008
[24]	NAGARAJU P, SRILAKSHMI C, PASHA N, et al. Effect of P/Fe ratio on the structure and ammoxidation functionality of Fe-P-O catalysts[J]. Applied Catalysis A: General, 2007, 334(1/2): 10-19.
[25]	NETA P, HUIE R E, ROSS A B. Rate constants for reactions of inorganic radicals in aqueous solution[J]. Journal of Physical & Chemical Reference Data, 1988, 17(3): 1027-1284.
[26]	WANG J, WANG S. Activation of persulfate (PS) and peroxymonosulfate (PMS) and application for the degradation of emerging contaminants[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 334: 1502-1517. doi: 10.1016/j.cej.2017.11.059
[27]	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
[28]	OLIVER B G, CAREY J H. Photochemical production of chlorinated organics in aqueous solutions containing chlorine[J]. Environmental Science & Technology, 1977, 11(9): 893-895.
[29]	MA J, MA W, SONG W, et al. Fenton degradation of organic pollutants in the presence of low-molecular-weight organic acids: Cooperative effect of quinone and visible light[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(2): 618-624.
[30]	廖云燕, 刘国强, 赵力, 等. 利用热活化过硫酸盐技术去除阿特拉津[J]. 环境科学学报, 2014, 34(4): 931-937.
[31]	NIE M, YANG Y, ZHANG Z, et al. Degradation of chloramphenicol by thermally activated persulfate in aqueous solution[J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 246: 373-382. doi: 10.1016/j.cej.2014.02.047
[32]	张明明, 李静, 龚焱, 等. 铁酸锰纳米球修饰石墨相氮化碳光催化活化过一硫酸盐去除双酚A[J]. 环境工程学报, 2019, 13(1): 9-19.
[33]	RASTOGI A, AL-ABED S R, DIONYSIOU D D, et al. Sulfate radical-based ferrous peroxymonosulfate oxidative system for PCBs degradation in aqueous and sediment systems[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2009, 85(3/4): 171-179.
[34]	HUANG Y H, HUANG Y F, HUANG C I, et al. Efficient decolorization of azo dye reactive black B involving aromatic fragment degradation in buffered Co²⁺/PMS oxidative processes with a ppb level dosage of Co²⁺-catalyst[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 170(2/3): 1110-1118.
[35]	GHANBARI F, MORADI M. Application of peroxymonosulfate and its activation methods for degradation of environmental organic pollutants: Review[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 310: 41-62.
[36]	JI Y F, DONG C X, KONG D Y, et al. New insights into atrazine degradation by cobalt catalyzed peroxymonosulfate oxidation: Kinetics, reaction products and transformation mechanisms[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 285: 491-500. doi: 10.1016/j.jhazmat.2014.12.026
[37]	DENG L, SHI Z, ZOU Z, et al. Magnetic EDTA functionalized CoFe₂O₄ nanoparticles (EDTA-CoFe₂O₄) as a novel catalyst for peroxymonosulfate activation and degradation of orange G[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2017, 24(12): 1-13.
[38]	MA J, GRAHAM N J D. Degradation of atrazine by manganesecatalysed ozonation: Influence of humic substances[J]. Water Research, 1999, 33(3): 785-793. doi: 10.1016/S0043-1354(98)00266-8
[39]	WESTERHOFF P, MEZYK S P, COOPER W J, et al. Electron pulseradiolysis determination of hydroxyl radical rate constants with Suwannee river fulvic acid and other dissolved organic matter isolates[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(13): 4640-4646.

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图( 11)

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1. 材料和方法
1.1 电极材料的制备
1.2 表征与测试
1.3 MFC的构建
1.4 脱氮微生物接种
1.5 MFC启动
2. 结果与讨论
2.1 生物炭/氯化锌质量比对电极材料性能的影响
2.2 煅烧温度对电极材料性能的影响
2.3 生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例对电极材料性能的影响
2.4 生物炭/聚苯胺/热熔胶复合电极电化学表征
2.5 菌株硝化反硝化能力的分析
2.6 改性核桃壳生物炭电极MFC产电性能
2.7 改性核桃壳生物炭MFC对污染物的去除性能
3. 结论

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工业废水中的氮、磷如果处理不当或直接排放，会导致水体富营养化，威胁生态系统的安全^[1-3]。工业废水中的氨氮( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)转换成硝态氮( ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)或亚硝态氮( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N)后，毒性会更大，对水生生物的生存造成威胁，并可能危害人类健康^[4]。磷广泛应用于工农业，但在自然界中，单向循环导致磷的不可再生性，未来将面临着严重的磷短缺^[5]。因此，废水中氮的无害化去除，同时实现磷资源的回收是当前工业废水处理中的热点。

工业废水领域常用的对氮、磷的处理方法有结晶法^[6-7]、吸附法^[8]、生物法^[9-10]以及化学沉淀法^[11]等。依靠单一的沉淀法或者氧化法，很难实现废水同时脱氮除磷。近年来，以过一硫酸盐(peroxymonosulfate，PMS)为基础的高级氧化工艺(advanced oxidation process，AOPs)处理废水中难降解污染物的研究受到关注^[12]。利用超声波、紫外线辐射、加热、金属离子或金属氧化剂和非金属催化剂等方法，可有效活化PMS，并产生多种活性自由基^[13-15]。亚铁离子(Fe²⁺)可以有效活化PMS产生活性物种，实现罗丹明B的高效降解^[16]。另外，研究者还发现活化PMS产生的 ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ 可以进一步将水中Cl⁻氧化成为氯自由基(Cl·)^[17]。而污水中的 ${\rm{NH}}_4^ +$ 在Cl·作用下可转化成氮气(N₂)，实现无害化去除^[18]。

本研究以 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 为目标污染物，通过向溶液中投加FeCl₂和PMS，将废水中的 ${\rm{NH}}_4^ +$ 选择性氧化成N₂，以实现 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的无害化去除，同时生成的Fe³⁺在一定条件下与 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 可生成磷酸铁(FePO₄)沉淀实现磷的回收；为详细探讨 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 同步去除及磷回收的过程机制，进一步考察PMS初始浓度、Fe²⁺/Cl⁻比、pH、共存 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 和HA等多种因素对反应效果的影响，以期为工业废水中氮、磷的处理与资源化利用提供参考。

1. 实验部分

1.1. 实验试剂

硫酸铵((NH₄)₂SO₄)、磷酸二氢钾(KH₂PO₄)、氯化亚铁(FeCl₂)、氯化钠(NaCl)、甲醇(CH₄O)、叔丁醇(C₄H₁₀O)、硝基苯(C₆H₅NO₂)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)、碳酸钠(Na₂CO₃)和腐殖酸(HA)购自国药集团化学有限公司。过一硫酸盐(2KHSO₅·KHSO₄·K₂SO₄，PMS)购自Sigma-Aldrich西格玛奥德里奥奇(上海)贸易有限公司。5,5-二甲基-1-氧化吡咯啉(DMPO)购自东仁化学科技(上海)有限公司。药品均为分析纯，实验用水为超纯水。

1.2. 实验步骤

反应体积250 mL。溶液中 ${\rm{NH}}_4^ +$ (以N计)和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ (以P计)初始浓度为10 mg·L⁻¹。反应开始前，加入定量的PMS和NaCl，溶液pH用H₂SO₄或NaOH调节并保持恒定；在磁力搅拌器上持续搅拌(300 r·min⁻¹)，加入FeCl₂启动反应；分别在0、5、10、15和30 min进行取样；样品经过0.22 μm的滤膜后，采用紫外可见分光光度计进行分析 ${\rm{NH}}_4^ +$ 和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的残余浓度。实验过程中，pH用稀H₂SO₄或稀NaOH保持恒定。反应时需用水浴锅保持溶液恒温，除考察温度影响外，其他体系温度均在室温(25±3) ℃下进行。

在以上反应体系中，分别考察了PMS浓度(0、5、10、15、20 mmol·L⁻¹)、Fe²⁺/Cl⁻(0、1/82、1/42、1/22、1/15、1/12)、pH(2、4、6、8、10、12)、温度(20、30、40、50、60 ℃)、Na₂CO₃浓度(0、1、3、5 mmol·L⁻¹)和HA浓度(0、5、10、20 mg·L⁻¹)对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 去除的影响。

在进行自由基淬灭时，分别加入0.1或4 mmol·L⁻¹甲醇作为 ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ 和·OH淬灭剂；0.1或4 mmol·L⁻¹叔丁醇作为·OH和Cl·淬灭剂；0.1或4 mmol·L⁻¹硝基苯作为·OH淬灭剂。在相同的实验条件下，测定 ${\rm{NH}}_4^ +$ 浓度的变化来确定其去除情况。

1.3. 分析测定方法

溶液中剩余 ${\rm{NH}}_4^ +$ 浓度采用国标纳氏试剂分光光度法测定；剩余 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 浓度采用国标钼酸铵分光光度法测定。溶液的pH用pH计(PHS-3C，上海雷磁仪器厂)进行检测。自由基的测定采用电子自旋共振仪(ESR，Bruker A300-10/12，德国)完成。沉淀物形貌采用场发射扫描电子显微镜(SEM，SU-8020，日本日立有限公司)进行表征。晶体结构通过X射线衍射(XRD，X/Pert Pro MPD，帕纳科分析仪器有限公司，荷兰)进行表征。傅里叶变换红外光谱(FT-IR)采用Nicolet 5700型光谱仪进行测试。

3. 结论

1)采用Fe²⁺/PMS/Cl⁻体系实现了 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的同步无害化去除并回收磷，结果证明 ${\rm{NH}}_4^ +$ 以N₂的形式无害化去除， ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 以FePO₄沉淀的形式得到资源化回收。自由基淬灭实验和ESR证明，该体系中产生了·OH、 ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ 和Cl·，而 ${\rm{SO}}^{\cdot -}_4$ 和Cl·在反应中起主要作用。

2) ${\rm{NH}}_4^ +$ 的去除率随PMS浓度、Fe²⁺/Cl⁻、温度的提高而得到增加， ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的回收几乎不受影响。溶液pH对实验的影响比较显著，强酸强碱不利于 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的去除和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的回收。

3)水中共存 ${\rm{CO}}_3^{2 - }$ 和HA对 ${\rm{NH}}_4^ +$ 的去除有不利影响，而对 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 回收无明显影响。

参考文献 (39)

生物炭/氯化锌质量比	比表面积/(m²·g⁻¹)	孔径/nm	孔容/(cm³·g⁻¹)
5:1	590	3.818	0.009
5:3	657	3.424	0.015
5:5	883	3.421	0.017

氯化亚铁活化过一硫酸盐同步去除氮磷及磷的回收

作者简介: 郭聪慧(1995—)，女，硕士研究生。研究方向：高级氧化技术。E-mail：1939512099@qq.com

通讯作者: 赵旭(1976—)，男，博士，研究员。研究方向：环境电化学等。E-mail：zhaoxu@rcees.ac.cn

Simultaneous removal of nitrogen and phosphorus by ferrous chloride activated peroxymonosulfate and recovery of phosphorus

Corresponding author: ZHAO Xu, zhaoxu@rcees.ac.cn

1. 材料和方法

1.1 电极材料的制备

1.2 表征与测试

1.3 MFC的构建

1.4 脱氮微生物接种

1.5 MFC启动

2. 结果与讨论

2.1 生物炭/氯化锌质量比对电极材料性能的影响

2.2 煅烧温度对电极材料性能的影响

2.3 生物炭/聚苯胺/热熔胶复合比例对电极材料性能的影响

2.4 生物炭/聚苯胺/热熔胶复合电极电化学表征

2.5 菌株硝化反硝化能力的分析

2.6 改性核桃壳生物炭电极MFC产电性能

2.7 改性核桃壳生物炭MFC对污染物的去除性能

3. 结论

计量

出版历程

氯化亚铁活化过一硫酸盐同步去除氮磷及磷的回收

通讯作者: 赵旭(1976—)，男，博士，研究员。研究方向：环境电化学等。E-mail：zhaoxu@rcees.ac.cn

English Abstract

Simultaneous removal of nitrogen and phosphorus by ferrous chloride activated peroxymonosulfate and recovery of phosphorus

Corresponding author: ZHAO Xu, zhaoxu@rcees.ac.cn

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1.1. 实验试剂

1.2. 实验步骤

1.3. 分析测定方法

2.1. 不同体系中NH+4{\rm{NH}}_4^ + 、PO3−4{\rm{PO}}_4^{3 - }的去除效果

2.2. 机理分析

2.3. PMS浓度对去除效果的影响

2.4. 温度对去除效果的影响

2.5. Fe2+/Cl−对去除效果的影响

2.6. pH对去除效果的影响

2.7. 阴离子对去除效果的影响

2.8. 腐殖酸(HA)对去除效果的影响

目录

全文HTML

1.1. 实验试剂

1.2. 实验步骤

1.3. 分析测定方法

2.1. 不同体系中NH+4{\rm{NH}}_4^ + 、PO3−4{\rm{PO}}_4^{3 - }的去除效果

2.2. 机理分析

2.3. PMS浓度对去除效果的影响

2.4. 温度对去除效果的影响

2.5. Fe2+/Cl−对去除效果的影响

2.6. pH对去除效果的影响

2.7. 阴离子对去除效果的影响

2.8. 腐殖酸(HA)对去除效果的影响

2.1. 不同体系中 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的去除效果

2.5. Fe²⁺/Cl⁻对去除效果的影响

2.1. 不同体系中 ${\rm{NH}}_4^ +$ 、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的去除效果

2.5. Fe²⁺/Cl⁻对去除效果的影响