超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素

袁晨曦, 傅敏, 陈正波. 超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
引用本文: 袁晨曦, 傅敏, 陈正波. 超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
YUAN Chenxi, FU Min, CHEN Zhengbo. Treatment of tetracycline hydrochloride in wastewater by ultrasonic enhanced H2O2[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
Citation: YUAN Chenxi, FU Min, CHEN Zhengbo. Treatment of tetracycline hydrochloride in wastewater by ultrasonic enhanced H2O2[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162

超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素

    作者简介: 袁晨曦(1997—),女,硕士研究生。研究方向:高级氧化技术。E-mail:793215186@qq.com
    通讯作者: 傅敏(1963—),男,博士,教授。研究方向:环境功能材料等。E-mail:fumin1022@126.com
  • 基金项目:
    重庆市教委科学技术研究计划重大项目(KJZD-M201800801);催化与环境新材料重庆市重点实验室项目(KFJJ2018051)
  • 中图分类号: X703

Treatment of tetracycline hydrochloride in wastewater by ultrasonic enhanced H2O2

    Corresponding author: FU Min, fumin1022@126.com
  • 摘要: 采用超声波强化H2O2处理盐酸四环素(tetracycline,TC)模拟废水,研究了不同处理方式、H2O2投加量、超声功率、TC初始浓度和pH对TC去除率的影响。结果表明,超声协同H2O2技术能有效处理含TC的废水,且其降解符合拟一级反应动力学模型。当TC溶液浓度为10 mg·L−1、H2O2的投加量为50 mmol·L−1、超声功率为120 W、初始pH为11时,TC的去除率可达到90.4%。电子顺磁共振(EPR)的实验结果表明,在超声/H2O2体系中的主要活性自由基是·OH,通过液相-质谱联用仪(LC-MS)检测出10种中间产物,并由此推测了TC可能的降解路径。
  • 挥发性有机物 (volatile organic compounds,VOCs) 是土壤和地下水污染物中环境风险高且修复难度大的一类物质,具有化学性质活泼、毒性高、易挥发、易迁移、难管控等特点[1]。若VOCs污染场地未修复彻底就进行再开发利用,可能会导致异味或者有毒VOCs的蒸气入侵问题,引发社会群体性事件,因此,污染场地的修复再利用是环境管理部门关注的重点。

    为规范污染场地修复工作,生态环境部先后发布了《建设用地土壤修复技术导则》 (HJ 25.4)、《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》 (HJ 25.5)、《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6)、《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》等标准指南。这些指南文件有力指导了我国污染场地修复工作,显著提升了相关工作的规范性和科学性。本文拟探讨我国VOCs污染场地修复中仍存在的5个突出问题,剖析这些问题背后的科学机制并提出相应对策建议,以期为环境管理部门加强源头管控、制定针对高风险复杂场地修复治理及安全利用的政策提供参考。

    基岩层是位于土壤层之下地壳最表层的岩石层。基岩层经过漫长的风化作用会形成的疏松的、粗细不同的矿物颗粒的地表堆积体,从而形成了新土壤的母质,为土地提供未来的土壤矿质成分。由于基岩的钻探成本高,大部分污染调查的深度往往止步于土壤层,然而泄漏后的污染物只要数量足够多会持续下渗进入基岩层。如果基岩层的风化程度高、裂隙发育好,大量的污染物则会赋存在基岩裂隙中[2]。特别是对于氯代烃类、氯苯类、多氯联苯、煤焦油、木馏油、重油等重非水相液体 (dense nonaqueous phase liquids,DNAPL) 类污染物,这类物质的密度比水大且与水不互溶,DNAPL在重力作用下不断地沿着土壤孔隙或者岩石裂隙下渗,直至遇到低渗层。对于DNAPL重污染场地,即使把表层污染土全部清挖仍可能有大量DNAPL残留在基岩中。随着地下水位的上下波动或水平流动或者土壤气挥发途径,赋存在基岩裂隙中的污染物会不断释放进入包气带和饱水带,最终导致以下问题:1) 修复达标后回填的土壤再次被污染;2) 地下水中相应污染浓度持续超标;3) 土壤气污染以及蒸气入侵危害[1]

    因此,部分场地基岩层中赋存的污染物数量可能非常巨大,占比可能远超土壤层,若仅对土壤层进行修复会遗留大量污染物,而这些残留的污染物仍会随着地下水或者土壤气不断向外释放。如果在这类基岩中残存大量污染物的地块上建设新的建筑可能会出现蒸气入侵问题,我国已有实际案例,因此,建议监管部门和修复调查单位加强对这类特殊场地类型的关注,必要时应出台相应管理办法。

    过去三十年来,美国、加拿大等国对于DNAPL污染基岩裂隙场地的调查和修复取得了一系列进展,但彻底修复这类场地仍极具挑战[2]。针对此问题,笔者提出如下建议:1) 增强对于基岩裂隙污染调查和修复的科研投入;2) 对于土壤层厚度薄且污染风险高的地块,场地调查和修复应充分关注基岩层;3)由于基岩层的调查和修复成本高,对于基岩层中污染严重的地块很难做到彻底修复,且其残留污染的环境风险仍然较高,因此对于这类地块的再开发利用应严加限制。。

    《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则》 (HJ 25.5) 是我国污染土壤修复效果评估工作的主要参考依据。该导则详细规定了污染土壤分别采用异位修复、原位修复、风险管控等措施后的效果评估方法。该导则发布以来有效地规范了我国土壤修复评估工作的开展。对于采用异位修复的地块,该指南分别规定了基坑清理效果和异位修复后土壤堆体修复效果的布点采样评估方法。而针对基坑清理效果,则进一步规定了基坑底部和侧壁的布点数量和位置。《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》规定:“基坑坑底和侧壁的样品以去除杂质后的土壤表层样为主 (0~20 cm) ,不排除深层采样”。受到时间和经济成本限制,很多修复效果评估项目通常只进行表层土壤采样。这对重金属和SVOCs污染场地问题不大,但对于VOCs污染土壤可能会高估其修复效果。对于大多数异位修复的污染场地,在基坑开挖后至效果评估采样之前可能会间隔几个月以上。而经过几个月的挥发和淋溶,表层土中的VOCs可能完全消散,但深层土中的VOCs却仍超标,故表层土采样可能会高估VOCs污染土壤的基坑清理效果。

    针对上述问题,有两个解决思路。一是对涉及VOCs污染的基坑用手钻等方法进行深层土壤采样,采集埋深1 m 甚至更深层的土壤。尽管这样操作比较繁琐、时间成本会增加,但能显著提高样品的代表性和评估结果的可靠性。二是抓大放小,即抓住污染场地中最易造成危害的情形。实际上,小尺度、离散且轻微超标的土壤污染点并不会造成严重的环境问题,最容易出问题的还是VOCs污染严重且规模较大的污染源。对于这类污染源地下水监测及土壤气监测能起到非常好的指示作用,具体可参考本系列专论前期论述[3-4]及本文下一部分。

    污染物在土壤中分布赋存具有高度非均质性,加上土壤采样可能存在VOCs挥发损失,故仅依赖土壤监测数据很可能遗漏VOCs重污染域[5]。实际上,由于土壤和地下水之间密切的物质交换及地下水较快的物质传输扩散能力,地下水监测比土壤监测更容易揭示地层中的VOCs污染[3]。相对于多环芳烃等SVOCs,大部分VOCs的水溶性更高,能更容易通过溶解进入地下水并形成地下水污染羽。地下水是一个拥有完整补-径-排系统的动态开放系统。若在地下水中检测到较高浓度的某种污染物,则在地层中通常存在对应土壤污染源 (这类土壤污染源未必是土壤,可称为“含水层介质”,为便于理解,后文仍沿称其为“土壤”) 。仅有地下水污染而不存在土壤污染源的可能性较低,只有当一次性泄漏了有限体积的污染物且污染物不易吸附时才可能出现这种仅地下水污染而土壤未污染的情形。。这种不易吸附污染物构成的地下水污染羽往往很快便被地下水稀释,故此类特殊情况无法形成稳定持久的污染羽。反过来说,若在地下水中持续监测到某种污染物,这说明地下水中存在一个较持久的污染羽,故地层中也必然存在一个持久的土壤污染源。因此,地下水监测数据不仅直接反映了地下水的污染状况,且间接反映土壤的污染状况。修复后的地下水出现浓度“拖尾”或者“反弹”现象实际上指示了土壤中存在未被清除的污染物。因此,《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 规定应对此类地块实施两年的监测期。

    然而,部分修复项目迫于土地开发压力,对《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 执行不严格,给地块的安全利用埋下隐患。针对上述问题,笔者建议:1) 在修复效果评估阶段应严格执行《污染地块地下水修复和风险管控技术导则》 (HJ 25.6) 的技术规定;2) 对VOCs污染场地初步调查、详细调查、修复运行效果监测、修复效果评估等各个阶段中的地下水监测数据予以充分重视,对于超标污染物甚至有检出污染物的监测数据要给予足够重视,并进行深入分析;3) 充分结合目标污染物的理化性质、环境归趋行为、分布赋存特征等信息挖掘监测数据背后的科学机制和指示意义。

    生态环境部尚未颁布关于地下水修复目标值制定的技术指南。国内通行的做法是以《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的III类或者IV类水标准作为修复目标,部分项目会通过地下水风险评估放宽修复目标。然而,由于风险评估方法的不确定性或使用不规范,少数基于风险评估制定的地下水修复目标值过高,个别项目甚至达到可能存在自由相 (NAPL) 的程度。由于已有实践表明,部分复杂场地的地下水修复很难完全达标[6],故适当放宽地下水修复目标值的观点具有一定合理性。值得注意的是,我国的《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的IV类水标准比国外地下水标准更为宽松。以氯代烃VOCs为例,《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 中的IV类水标准比美国场地修复常用的MCL标准普遍偏高8~150倍。因此,我国IV类水不达标与美国MCL不达标所反映的地层中残余污染程度不在同一数量级。我国残余污染程度及其环境风险可能比美国高一个甚至几个数量级。国内有少数地块的地下水修复目标值可能比美国引起监管部门介入并触发修复项目的触发浓度还要高。这些不合理现象使得污染地块的安全利用存在较大隐患。

    针对以上问题,笔者提出如下4条建议。1) 应尽快制定污染场地地下水修复目标上限值制定指南。2) 该指南应该参考《土壤环境质量-建设用地土壤污染风险管控标准》-GB36600和《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》的思路,允许地下水修复目标值根据项目实际情况进行适度调整,但不应超过一定上限,即制定一个类似于GB36600中管制值的地下水修复目标上限值。3) 地下水修复目标上限值 (或管制值) 的制定不能只基于风险评估计算的结果,而应该充分考虑每种污染物各自的理化性质、迁移转化归趋机制、环境赋存特征、国外同类标准的取值、经济社会承受能力等因素。笔者将在下一篇专论中对地下水修复目标上限值 (管制值) 的制定进行讨论。4) 我国的地下水风险评估方法仍需梳理完善。

    复杂污染场地是指水文地质条件复杂、污染程度重、环境危害大的场地。这类污染场地是各国环境管理部门关注的重点[7]。这些国家过去四十年的场地修复实践表明,现有的修复技术对于少数复杂场地的修复效果不佳,在五十年甚至一百年内也很难将这些复杂场地的地下水修复至饮用水标准 (Maximum Contaminant Level,MCL) [8]。1993年,美国环保署 (USEPA) 发布了“修复技术不可达”场地的评估指南[9],我国学者近年来也启动这方面的研究[6]。修复不可达 (Technical Impracticability) 这一概念的提出承认了工程技术在解决复杂污染场地方面的局限性[9],具有非常重要的积极意义。不过修复不可达不意味着“躺平”,对于美国提出的这一概念有以下4点值得注意。1) 美国的技术不可达对标的是非常严苛的饮用水标准 (MCL) ,而中国的地下水IV类水标准比美国MCL宽松,故中国与美国在地下水修复达标的难易程度方面并不相同。由于中国的标准比美国宽松,在美国技术不可达的场地在中国未必不可达。2) 美国对于技术不可达场地的认定流程和后续管理仍存在争议,USEPA新出台的管理文件趋向于减少使用不可达豁免。2011年,USEPA在撤销了1995年发布的一项关于DNAPL场地技术不可达豁免的技术文件,并发表了一项澄清文件[10]。澄清文件认为“自1990年代开始对于DNAPL的场地调查和修复治理的科学理论和技术手段都取得了长足的进步”[10]。3) 在美国,每年真正通过技术不可达评估得到豁免的场地数量很少,且近些年的审批日趋严格,数量呈减少的趋势。1988—2017年,美国超级基金场地中仅有96个场地得到了105份豁免许可 (年均3.54个场地) [11]。其中,2012—2017年仅有11个场地得到了14份豁免许可 (年均仅1.83个场地) [12]。4) 获得豁免的场地并不意味着其环境风险可接受,也不意味场地可以结案而不进行后续管理,更不意味着场地可以不加限制地进行再开发利用。USEPA认为,即使目标场地得到豁免,仍需做到“阻止地下水污染羽的进一步扩散,切断残余污染物的潜在人体暴露途径,评估风险降低程度”,并“实施必要的风险管控措施以确保周边居民的健康和环境得到保护”[10]。截至2012年,1988至2011年获得豁免的96个场地中,69个场地仍在执行包括土地利用限制在内的制度控制,31个场地仍在继续进行污染源清挖,17个场地进行了源区的阻隔,11个场地在进行源修复。部分获得豁免的场地仍在进行抽出处理等修复措施。

    复杂污染场地污染程度重、环境危害大,容易引起社会舆情事件,这是土壤地下水环境管理工作中的重点。作为环保细分行业,污染场地修复行业存在的基本逻辑前提是“污染土壤地下水未经修复治理会造成不可接受的环境危害和健康风险,退役工业污染场地需做到净地出让否则无法保障土地的安全利用”。另一方面,其他国家现有实践证明,即使不考虑经济成本,单从工程技术角度评估少数复杂污染场地的彻底修复在短时间内是无法实现的。我国近几年的实践情况也发现,极个别修复项目出现了修复完成地块在进行房地产开发后,因出现VOCs蒸气入侵或其他场地相关环境问题导致几十亿甚至上百亿的房地产项目无法交付使用,给地方政府带来了极大压力。

    因此,并不是所有污染场地都能进行彻底修复。部分场地残余污染的风险超过了现阶段可接受的水平。对于这类高风险技术不可达地场地,如果盲目进行开发利用将带来不可预知的环境和健康风险。笔者提出如下2条建议。1) 对于高风险复杂场地采用“暂时搁置”的思路,在现阶段禁止或至少做到严格限制其再开发应利用,等将来修复管控技术突破或者对场地中污染物扩散迁移规律,以及长期环境风险有更加全面客观认识以后,再进行更加合理的规划利用。这一点已经在《“十四五”土壤、地下水和农村生态环境保护规划》中有所体现,但部分地方政府在执行阶段并没有全面落实规划的要求。2) 如果高风险复杂场地周边存在敏感目标且场地内污染物存在迁移扩散风险时,应该加监测和预警,必要时采取有效的风险管控措施防止污染扩散,避免造成更大的环境危害。

  • 图 1  超声/H2O2处理TC溶液实验装置图

    Figure 1.  Experimental device diagram of ultrasonic/H2O2 treating TC solution

    图 2  不同体系下TC的降解效果

    Figure 2.  TC degradation effect by different systems

    图 3  H2O2投加量对TC降解效果和反应速率的影响

    Figure 3.  Effect of H2O2 dosages on TC degradation and reaction rate

    图 4  超声功率对TC降解的影响

    Figure 4.  Effect of ultrasonic power on TC degradation

    图 5  不同初始浓度对TC降解效果和反应速率的影响

    Figure 5.  Effect of initial concentrations on TC degradation and reaction rate

    图 6  pH对TC降解的影响

    Figure 6.  Effect of pH on TC degradation

    图 7  ·OH的特征EPR信号

    Figure 7.  Characteristic EPR signal of ·OH

    图 8  TC LC-MS色谱图

    Figure 8.  LC-MS chromatogram of TC

    图 9  TC的降解机理

    Figure 9.  Pathway of TC degradation

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出版历程
  • 收稿日期:  2020-09-23
  • 录用日期:  2020-12-30
  • 刊出日期:  2021-04-10
袁晨曦, 傅敏, 陈正波. 超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
引用本文: 袁晨曦, 傅敏, 陈正波. 超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
YUAN Chenxi, FU Min, CHEN Zhengbo. Treatment of tetracycline hydrochloride in wastewater by ultrasonic enhanced H2O2[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162
Citation: YUAN Chenxi, FU Min, CHEN Zhengbo. Treatment of tetracycline hydrochloride in wastewater by ultrasonic enhanced H2O2[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1219-1226. doi: 10.12030/j.cjee.202009162

超声强化H2O2处理废水中的盐酸四环素

    通讯作者: 傅敏(1963—),男,博士,教授。研究方向:环境功能材料等。E-mail:fumin1022@126.com
    作者简介: 袁晨曦(1997—),女,硕士研究生。研究方向:高级氧化技术。E-mail:793215186@qq.com
  • 1. 重庆工商大学环境与资源学院,重庆 400067
  • 2. 催化与环境新材料重庆市重点实验室,重庆 400067
基金项目:
重庆市教委科学技术研究计划重大项目(KJZD-M201800801);催化与环境新材料重庆市重点实验室项目(KFJJ2018051)

摘要: 采用超声波强化H2O2处理盐酸四环素(tetracycline,TC)模拟废水,研究了不同处理方式、H2O2投加量、超声功率、TC初始浓度和pH对TC去除率的影响。结果表明,超声协同H2O2技术能有效处理含TC的废水,且其降解符合拟一级反应动力学模型。当TC溶液浓度为10 mg·L−1、H2O2的投加量为50 mmol·L−1、超声功率为120 W、初始pH为11时,TC的去除率可达到90.4%。电子顺磁共振(EPR)的实验结果表明,在超声/H2O2体系中的主要活性自由基是·OH,通过液相-质谱联用仪(LC-MS)检测出10种中间产物,并由此推测了TC可能的降解路径。

English Abstract

  • 盐酸四环素(tetracycline,TC)是抗生素中比较典型的一种[1],四环素类药物在经生物代谢后,大部分的四环素随排泄物仍以原始形式排出,导致四环素在环境中大量蓄积残留[2-4]。长期低浓度的药物残留会危害人类健康,对胃肠、肝肠都有损害。因此,如何有效去除废水中的四环素至关重要[5-6]。目前,在对抗生素的处理方法中,主要有离子交换法[7]、吸附法[8]、絮凝[9]、活性污泥法[10-11]、光催化氧化[12-13], 但这些传统的处理方法存在处理周期长、降解不彻底、容易造成二次污染的问题[14]

    近年来,超声波技术在水处理领域中取得了较大的进展[15]。超声波处理水是基于水分子分解产生的羟基自由基的氧化过程。超声波产生的声空化泡溃灭后可在极短时间内生成高温高压,这种极端环境会伴随放电、发光及射流等,从而使水中污染物得以去除[16-17]。有研究[18]表明,在利用超声波处理三氯乙烯和四氯化碳的过程中,发现三氯乙烯是由于超声空化技术产生的·OH被四氯化碳捕获而降解的。超声波与臭氧的协同作用主要归因于超声波的机械效应,机械效应增强了溶液中臭氧的质量传递[19]。H2O2是一种易获得、成本低的强氧化剂,能有效去除生物毒素等有机污染物[20]。在超声波处理偶氮染料废水的研究[21]中,将超声波与H2O2耦合,结果表明,酸性黑210去除率有了显著提高。然而,将超声协同H2O2降解抗生素的研究却少有报道,2种方法的结合既能发挥超声波技术的优势,又能利用H2O2的强氧化性,从而使得抗生素得以完全降解和矿化。

    本研究将超声波和H2O2相结合,分别考察了H2O2投加量、超声功率、TC初始浓度和pH对盐酸四环素去除率的影响;在此基础上,通过液相色谱质谱联用(LC-MS)以及电子顺磁共振(electron spin-resonance spectroscopy, ESR)分析了盐酸四环素在超声波/H2O2体系下可能的降解途径,以期为制药废水的处理方法提供参考。

  • 盐酸四环素(C22H25ClN2O8)购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司;30% H2O2购自重庆市川东化工有限公司;浓盐酸(HCl)购自成都市科龙化工试剂厂;氢氧化钠(NaOH)购自重庆市川东化工有限公司;5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)购自阿达玛斯试剂有限公司。实验室用水为超纯水。

  • TC降解实验。实验装置如图1所示,所用的仪器为超声波清洗器(HS-3120,天津市恒奥科技发展有限公司)。配制10 mg·L−1 TC溶液80 mL,用1 mol·L−1 NaOH和HCl溶液调节pH,加入一定量的H2O2,调节超声波清洗器的功率,每隔30 min取样置于紫外分光光度计(UV1102 Ⅱ,上海天美科学仪器有限公司),在特征吸收波长358 nm处测定TC的吸光度。

    EPR实验。采用德国Bruker公司生产的EMX nano台式波谱仪(EPR)测定自由基。样品加入50 mmol·L−1的DMPO作为电子捕获剂,置于石英毛细管中。EPR测试参数为:微波衰减为19 dB、扫描时间为30.0 s、扫描次数为8、g因子为2.000 0。

  • 根据式(1)计算TC的去除率。液体产生空化的最低声强或声压幅值——空化阈Pc[22]由式(2)表示。

    式中:R为TC的去除率;C0为TC溶液的初始浓度, mg·L−1Ct为反应t时刻TC溶液浓度, mg·L−1

    式中:Pc为空化阈,Pa;R0为气泡核的半径,m;P0为液体的静压力,Pa;Pv为气泡内的蒸汽压,Pa;σ为液体的表面张力,N·m−1

    LC-MS测定实验。采用液相色谱-质谱联用仪(Afilent1260-6240)对TC降解过程中120 min的产物进行分析测定。液质联用色谱条件:流动相为35%去离子水和65%甲醇的混合物,流速为1.0mLmin1,柱温为30 ℃,进样量为10 μL,使用电喷雾离子源(ESI),在负离子模式下检测,毛细管温度为300 ℃,碰撞电压为135.0 V,全扫描范围为200~500。

  • 图2所示,控制TC溶液pH为5,反应3 h后,单独采用超声处理10 mg·L−1 TC溶液,其去除率仅为1.72%;单独使用50 mmol·L−1 H2O2时TC去除率也仅为17.85%;而在超声/H2O2体系中,30 min后TC去除率快速增加,3 h后去除率可达到49.56%。由此可见,单独采用超声或H2O2对TC的去除效果远低于超声波协同H2O2体系处理的效果,这说明超声波对H2O2降解TC有明显的强化作用。

  • 图3(a)所示,当溶液TC浓度为10 mg·L−1、pH=5、超声功率为120 W时,在超声3 h后,在体系中投加10、30、50、70 mmol·L−1的H2O2后TC的去除率分别为10.42%、19.48%、48.33%、42.27%,TC去除率随H2O2浓度的增加先增大后减小,当 H2O2为50 mmol·L−1 时TC的去除率最高,达到48.33%。由图3(b)可知,ln(C/C0)与t基本呈线性关系。在一定的H2O2投加量内,TC去除率随H2O2的增加而升高,但H2O2投加量过多时,TC去除率反而下降,K先由0.000 52 min−1上升到0.003 77 min−1,再降到0.003 16 min−1。这是由于在超声波作用下,加入适量的H2O2可激发·OH的生成,使废水中·OH浓度升高,从而提高四环素的去除率。但是,过量的H2O2会与·OH发生反应生成氧化能力弱于·OH的氢过氧自由基HO2·[23](式(3))。因此,H2O2反而变成了·OH清除剂,导致·OH自由基浓度降低,故导致TC去除率有所下降。

  • 图4所示,在溶液TC浓度为10 mg·L−1、pH为5、投加50 mmol·L−1H2O2、超声辐照3 h后,TC去除率分别为18.21%、32.79%、49.68%,可见,去除率随超声功率的增大而提高,在120 W时去除率最高,达到50%。超声空化阈值(式(2))与液体的温度、压力状态、含气量和气泡核的大小、分布有关。对于同一液体,影响空化阈值的主要因素是超声的强度。在超声功率较高的情况下,相应的声强度也较高,可以突破空化阈值,发生超声空化[22]。当超声空化发生时,通常伴随着声化学效应和机械效应。增加声功率可以提高输入到体系中的能量,提高声化学效应,从而产生更多的·OH。此外,超声波在高功率下会带来更强烈的机械效应,推动涡流效应产生的传质和传热过程,从而提高TC的去除率[24-25]。有研究[26]表明,当超过一定功率后,因为超声波强度太高,空化泡过多,声波向容器壁散射或反射回发射器,造成气屏效应,从而减弱去除效果。爱本研究中,TC的去除率随超声功率的增大而增大,这说明声功率在60~120 W内没有产生负面影响。

  • 图5可知,在投加50 mmol·L−1 H2O2、pH=5、超声功率为120 W反应3 h后,TC的去除率按TC初始浓度5、10、15、20、25 mg·L−1由低到高分别为60.51%、49.52%、42.05%、37.08%、31.89%,可见TC去除率随溶液浓度的增大反而降低。当TC浓度由5 mg·L−1上升为25 mg·L−1时,k由0.004 37 min−1 降为0.001 77 min−1,速率常数随溶液浓度的升高而减小,可见初始浓度高的盐酸四环素溶液降解速率最慢。这是由于在超声功率和H2O2投加量一定时,反应产生的自由基总量是一定的,在初始浓度较低时,TC可充分与·OH反应;但在高浓度下,一方面液体的黏度增加,空化点随着溶液浓度升高而趋向于饱和, 使得反应程度降低[27]。另一方面,降解过程中会产生更多的中间产物,这些中间产物会吸收或碰撞一部分超声能量,使得声空化泡崩溃时的能量不足,从而弱化声空化效应。由于·OH没有选择性,这些中间产物还会与TC争夺·OH,导致TC与自由基反应的概率降低,致使TC降解效果变差[28]

  • 图6(a)可知,pH对超声降解TC有很大的影响,碱性条件下的TC去除率明显高于酸性条件。在初始浓度为10 mg·L−1、投加50 mmol·L−1H2O2、超声功率120 W、溶液pH为11的条件下,反应30 min后TC去除率达到82.97%,这说明TC溶液在前30 min已基本降解完成。由图6(b)可以看出,反应过程中溶液的pH都呈下降的趋势,这是由于·OH的生成会消耗溶液中的OH,从而使pH降低[29],溶液初始pH接近碱性时反应前后pH的变化最大。盐酸四环素的水溶液pH在5左右,反应3 h后的pH降为4,TC去除率为49.18%,而pH为11时的TC去除率高达90.4%,为不调节pH的1.8倍。这是因为在碱性条件下,TC离解程度高[29],以离子形式存在的TC溶液经去质子化后主要带负电荷,更容易被·OH氧化降解[30-31]。在碱性条件下,TC在环结构中能表现出较高的电子密度,有利于·OH的进攻[32]

  • 1)活性自由基的测定。本研究采用EPR对单独超声、单独加H2O2和超声/H2O2 3个体系中的活性物质进行了检测。由图7可以看出,单独超声无明显的信号峰,这说明单独超声几乎不产生·OH;在单独H2O2和超声/H2O2体系中,均检测到了强度比为1∶2∶2∶1的4重峰,该特征峰为DMPO捕获·OH形成的加合产物DMPO-OH的信号,说明这2个体系中产生了·OH,且·OH为主要的反应活性物质。超声/H2O2体系中DMPO-OH的4重信号峰更为明显清晰,说明相比于单独H2O2,超声/H2O2体系中·OH的浓度明显增加。

    2)降解产物和可能的降解路径。通过LC-MS检测到超声/H2O2体系中TC的主要降解产物,结果如图8所示, TC可能的降解途径如图9所示。由图9可见,TC对应的a(m/z=445)在降解后首先分解成b(m/z=417),通过去甲基化和碳-碳单键断裂分解生成d(m/z=250),最后分解为k(m/z=149)、i(m/z=159)和g(m/z=136)。适量投加的H2O2可加速在空化泡溃灭时·OH的大量生成,·OH与[H]、O·等活性物质相结合可以破坏TC的碳链,加上H2O2的强氧化作用可导致TC的结构发生变化,被氧化分解为小的中间体和副产物,最后分解为CO2和H2O。

  • 1)超声波协同H2O2对四环素的去除率远远高于采用超声波或H2O2单独作用的去除率,且超声/H2O2对四环素的降解符合拟一级反应动力学模型。

    2) H2O2投加量、超声功率、TC初始浓度和溶液pH对TC的降解有较大影响。当H2O2投加量为50 mmol·L−1、TC为10 mg·L−1、超声功率为120 W、溶液pH为11、超声时间为3 h时,超声波/H2O2对四环素的去除率能够达到90.4%。

    3)采用EPR检测到超声/H2O2体系产生的主要活性自由基是·OH,LC-MS测定分析结果显示,TC经过脱烷基、脱胺和开环等方式转化降解为m/z=250、m/z=159、m/z=136等10种中间产物,最后氧化分解为CO2和H2O。

参考文献 (32)

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