流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)的高效去除

柴友正, 秦普丰, 吴志斌, 张嘉超, 陈安伟, 白马, 彭程. 流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)的高效去除[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2609-2617. doi: 10.12030/j.cjee.202103077
引用本文: 柴友正, 秦普丰, 吴志斌, 张嘉超, 陈安伟, 白马, 彭程. 流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)的高效去除[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2609-2617. doi: 10.12030/j.cjee.202103077
CHAI Youzheng, QIN Pufeng, WU Zhibin, ZHANG Jiachao, CHEN Anwei, BAI Ma, PENG Cheng. High efficiency removal of As (Ⅲ) in groundwater by a flow through electro-Fenton system[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2609-2617. doi: 10.12030/j.cjee.202103077
Citation: CHAI Youzheng, QIN Pufeng, WU Zhibin, ZHANG Jiachao, CHEN Anwei, BAI Ma, PENG Cheng. High efficiency removal of As (Ⅲ) in groundwater by a flow through electro-Fenton system[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2609-2617. doi: 10.12030/j.cjee.202103077

流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)的高效去除

    作者简介: 柴友正(1995—),男,博士研究生。研究方向:矿山废水与地下水污染控制。E-mail:chaiyouzheng@126.com
    通讯作者: 陈安伟(1987—),男,博士,教授。研究方向: 水污染控制与修复。E-mail:A.Chen@hunau.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2017YFD0801505);优秀青年项目基金资助项目(18B095);国家自然科学基金资助项目(51879105);湖南省自然科学基金资助项目(2019JJ40128)
  • 中图分类号: X703

High efficiency removal of As (Ⅲ) in groundwater by a flow through electro-Fenton system

    Corresponding author: CHEN Anwei, A.Chen@hunau.edu.cn
  • 摘要: 为了高效处理地下水中的As(Ⅲ),设计了一种流通式电芬顿处理系统,考察了电流密度、pH、曝气速率、流速、电解质浓度以及共存离子等关键因素对As(Ⅲ)去除率的影响。此外,对电芬顿体系中As(III)的去除机理进行了分析,并对该系统在连续运行下的处理效果进行了评估。结果表明:在最佳反应条件下(电流密度为7.6 mA·cm−2、pH为6、流速为20 mL·min−1、曝气速率为80 mL·min−1、电解质浓度为100 mg·L−1),地下水中As(Ⅲ)的去除率接近100%,该系统可以在近中性的pH范围内发挥作用;在连续运行条件下,该系统能够保持良好的处理稳定性;在电芬顿反应体系中,·OH和HO2·能够共同促进As(III)的去除。水体中生成的As(Ⅴ)、Ni、Fe等能够在流通式系统中被过滤器有效地拦截,避免了二次污染的发生,污染水体得到净化。以上结果可为流通式电芬顿系统处理含As(Ⅲ)的地下水提供参考。
  • 加载中
  • 图 1  流通式电芬顿反应装置

    Figure 1.  Device diagram of flow-through electro-Fenton reaction

    图 2  流通式系统各项性能的对比

    Figure 2.  Comparison of various performance of flow-through system

    图 3  电流密度对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 3.  Effect of current density on removal efficiency of As(Ⅲ)

    图 4  pH对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 4.  Effect of pH on As(Ⅲ) removal efficiency

    图 5  流速对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 5.  Effect of flow rate on As(Ⅲ) removal efficiency

    图 6  曝气速率对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 6.  Effect of aeration rate on As(Ⅲ) removal efficiency

    图 7  电解质质量浓度对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 7.  Effect of electrolyte mass concentration on As(Ⅲ) removal efficiency

    图 8  连续运行下As(Ⅲ)去除率变化

    Figure 8.  Change of As(Ⅲ) removal efficiency under continuous operation conditions

    图 9  不同淬灭剂对As(Ⅲ)去除率的影响

    Figure 9.  Effect of different capture agents on As(Ⅲ) removal efficiency

    图 10  电芬顿系统中As(Ⅲ)的去除机理

    Figure 10.  Removal mechanism of As(Ⅲ) in electro-Fenton system

    图 11  As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、As、Ni、Fe的质量浓度变化

    Figure 11.  Mass concentration changes in As(Ⅲ), As(Ⅴ), As, Ni and Fe

  • [1] CHAKRABORTI D, RAHMAN M M, DAS B, et al. Groundwater arsenic contamination and its health effects in India[J]. Hydrogeology Journal, 2017, 25(4): 1165-1181. doi: 10.1007/s10040-017-1556-6
    [2] GILHOTRA V, DAS L, SHARMA A, et al. Electrocoagulation technology for high strength arsenic wastewater: Process optimization and mechanistic study[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 198: 693-703. doi: 10.1016/j.jclepro.2018.07.023
    [3] UNGUREANU G, SANTOS S, BOAVENTURA R, et al. Arsenic and antimony in water and wastewater: Overview of removal techniques with special reference to latest advances in adsorption[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 151: 326-342.
    [4] NEPPOLIAN B, DORONILA A, ASHOKKUMAR M. Sonochemical oxidation of arsenic(III) to arsenic(V) using potassium peroxydisulfate as an oxidizing agent[J]. Water Research, 2010, 44(12): 3687-3695. doi: 10.1016/j.watres.2010.04.003
    [5] 彭映林, 肖斌. 两级中和-铁盐沉淀法处理高砷废水[J]. 工业水处理, 2016, 36(6): 64-68. doi: 10.11894/1005-829x.2016.36(6).016
    [6] CUI J, JING C, CHE D, et al. Groundwater arsenic removal by coagulation using ferric(III) sulfate and polyferric sulfate: A comparative and mechanistic study[J]. Journal Environmental Science (China), 2015, 32: 42-53. doi: 10.1016/j.jes.2014.10.020
    [7] BORA A J, GOGOI S, BARUAH G, et al. Utilization of co-existing iron in arsenic removal from groundwater by oxidation-coagulation at optimized pH[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2016, 4(3): 2683-2691. doi: 10.1016/j.jece.2016.05.012
    [8] CAO C Y, QU J, YAN W S, et al. Low-cost synthesis of flowerlike alpha-Fe2O3 nanostructures for heavy metal ion removal: Adsorption property and mechanism[J]. Langmuir, 2012, 28(9): 4573-4579. doi: 10.1021/la300097y
    [9] LI W G, GONG X J, WANG K, et al. Adsorption characteristics of arsenic from micro-polluted water by an innovative coal-based mesoporous activated carbon[J]. Bioresource Technology, 2014, 165: 166-173. doi: 10.1016/j.biortech.2014.02.069
    [10] LEE C G, ALVAREZ P J J, NAM A, et al. Arsenic(V) removal using an amine-doped acrylic ion exchange fiber: Kinetic, equilibrium, and regeneration studies[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 325: 223-229. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.12.003
    [11] AN B, LIANG Q, ZHAO D. Removal of arsenic(V) from spent ion exchange brine using a new class of starch-bridged magnetite nanoparticles[J]. Water Research, 2011, 45(5): 1961-1972. doi: 10.1016/j.watres.2011.01.004
    [12] MOHAPATRA B, SARKAR A, JOSHI S, et al. An arsenate-reducing and alkane-metabolizing novel bacterium, Rhizobium arsenicireducens sp. nov., isolated from arsenic-rich groundwater[J]. Archives of Microbiology, 2016, 199(2): 191-201.
    [13] HUANG A, TEPLITSKI M, RATHINASABAPATHI B, et al. Characterization of arsenic-resistant bacteria from the rhizosphere of arsenic hyperaccumulator Pteris vittata[J]. Canadian Journal of Microbiology, 2010, 56(3): 236-246. doi: 10.1139/W10-005
    [14] LI L, VAN GENUCHTEN C M, ADDY S E, et al. Modeling As(III) oxidation and removal with iron electrocoagulation in groundwater[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(21): 12038-12045.
    [15] QIAN A, YUAN S, ZHANG P, et al. A new mechanism in electrochemical process for arsenic oxidation: Production of H2O2 from anodic O2 reduction on the cathode under automatically developed alkaline conditions[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(9): 5689-5696.
    [16] GUDE J C J, RIETVELD L C, VAN HALEM D. As(III) oxidation by MnO2 during groundwater treatment[J]. Water Research, 2017, 111: 41-51. doi: 10.1016/j.watres.2016.12.041
    [17] SORLINI S, GIALDINI F. Conventional oxidation treatments for the removal of arsenic with chlorine dioxide, hypochlorite, potassium permanganate and monochloramine[J]. Water Research, 2010, 44(19): 5653-5659. doi: 10.1016/j.watres.2010.06.032
    [18] 吕杰婵, 窦远明, 孙猛, 等. 感应电芬顿降解二甲基砷的效果与机理研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(6): 2152-2157.
    [19] LAN H, LI J, SUN M, et al. Efficient conversion of dimethylarsinate into arsenic and its simultaneous adsorption removal over FeCx/N-doped carbon fiber composite in an electro-Fenton process[J]. Water Research, 2016, 100: 57-64. doi: 10.1016/j.watres.2016.05.018
    [20] ZHANG A Y, HUANG N H, ZHANG C, et al. Heterogeneous Fenton decontamination of organoarsenicals and simultaneous adsorption of released arsenic with reduced secondary pollution[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 344: 1-11. doi: 10.1016/j.cej.2018.03.072
    [21] 张煜, 李明玉, 李善得, 等. 直接分光光度法测定高铁酸盐的含量[J]. 无机盐工业, 2011, 43(2): 59-62. doi: 10.3969/j.issn.1006-4990.2011.02.020
    [22] ZHU R, YANG C, ZHOU M, et al. Industrial park wastewater deeply treated and reused by a novel electrochemical oxidation reactor[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 260: 427-433. doi: 10.1016/j.cej.2014.09.029
    [23] REN G, ZHOU M, LIU M, et al. A novel vertical-flow electro-Fenton reactor for organic wastewater treatment[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 298: 55-67. doi: 10.1016/j.cej.2016.04.011
    [24] ÖZCAN A, ATILIR ÖZCAN A, DEMIRCI Y. Evaluation of mineralization kinetics and pathway of norfloxacin removal from water by electro-Fenton treatment[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 304: 518-526. doi: 10.1016/j.cej.2016.06.105
    [25] ZHOU W, RAJIC L, CHEN L, et al. Activated carbon as effective cathode material in iron-free electro-Fenton process: Integrated H2O2 electrogeneration, activation, and pollutants adsorption[J]. Electrochim Acta, 2019, 296: 317-326. doi: 10.1016/j.electacta.2018.11.052
    [26] GAO G, ZHANG Q, HAO Z, et al. Carbon nanotube membrane stack for flow-through sequential regenerative electro-Fenton[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(4): 2375-2383.
    [27] LI Z, SHEN C, LIU Y, et al. Carbon nanotube filter functionalized with iron oxychloride for flow-through electro-Fenton[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2020, 260: 118204.
    [28] MCBEATH S T, GRAHAM N J D. Simultaneous electrochemical oxidation and ferrate generation for the treatment of atrazine: A novel process for water treatment applications[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 411: 125167. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.125167
    [29] HE H, ZHOU Z. Electro-Fenton process for water and wastewater treatment[J]. Critical Reviews in Environmental Science & Technology, 2017, 47(21): 2100-2131.
    [30] GUAN W, ZHANG B, TIAN S, et al. The synergism between electro-Fenton and electrocoagulation process to remove Cu-EDTA[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2018, 227: 252-257. doi: 10.1016/j.apcatb.2017.12.036
    [31] ZHANG Y, ZUO S, ZHOU M, et al. Removal of tetracycline by coupling of flow-through electro-Fenton and in-situ regenerative active carbon felt adsorption[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 335: 685-692. doi: 10.1016/j.cej.2017.11.012
    [32] SANTANA-MARTÍNEZ G, ROA-MORALES G, MARTIN DEL CAMPO E, et al. Electro-Fenton and electro-Fenton-like with in situ electrogeneration of H2O2 and catalyst applied to 4-chlorophenol mineralization[J]. Electrochimica Acta, 2016, 195: 246-256. doi: 10.1016/j.electacta.2016.02.093
    [33] ZHANG H, WAN X, LI G, et al. A Three-electrode electro-Fenton system supplied by self-generated oxygen with automatic pH-regulation for groundwater remediation[J]. Electrochimica Acta, 2017, 250: 42-48. doi: 10.1016/j.electacta.2017.08.040
    [34] LI X, JIN X, ZHAO N, et al. Novel bio-electro-Fenton technology for azo dye wastewater treatment using microbial reverse-electrodialysis electrolysis cell[J]. Bioresource Technology, 2017, 228: 322-329. doi: 10.1016/j.biortech.2016.12.114
    [35] BOCOS E, GONZÁLEZ-ROMERO E, PAZOS M, et al. Application of electro-Fenton treatment for the elimination of 1-Butyl-3-methylimidazolium triflate from polluted water[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 318: 19-28. doi: 10.1016/j.cej.2016.04.058
    [36] KHANDEGAR V, SAROHA A K. Electrocoagulation for the treatment of textile industry effluent: A review[J]. Journal of Environmental Management, 2013, 128: 949-693. doi: 10.1016/j.jenvman.2013.06.043
    [37] YOOSEFIAN M, AHMADZADEH S, AGHASI M, et al. Optimization of electrocoagulation process for efficient removal of ciprofloxacin antibiotic using iron electrode; kinetic and isotherm studies of adsorption[J]. Journal of Molecular Liquids, 2017, 225: 544-553. doi: 10.1016/j.molliq.2016.11.093
    [38] AHMADZADEH S, DOLATABADI M. Removal of acetaminophen from hospital wastewater using electro-Fenton process[J]. Environmental Earth Sciences, 2018, 77(2): 1-11.
    [39] LIU Y, ZHANG J, LIU F, et al. Ultra-rapid detoxification of Sb(III) using a flow-through electro-Fenton system[J]. Chemosphere, 2019, 245: 125604.
    [40] 汤茜, 孙娟, 任小蕾, 等. 泡沫镍和泡沫铜阴极电类Fenton氧化降解对硝基酚的比较[J]. 化工进展, 2017, 36(7): 2653-2659.
    [41] DENG F, OLVERA-VARGAS H, GARCIA-RODRIGUEZ O, et al. The synergistic effect of nickel-iron-foam and tripolyphosphate for enhancing the electro-Fenton process at circum-neutral pH[J]. Chemosphere, 2018, 201: 687-696. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.02.186
    [42] PRAMOD L, GANDHIMATHI R, LAVANYA A, et al. Heterogeneous Fenton process coupled with microfiltration for the treatment of water with higher arsenic content[J]. Chemical Engineering Communications, 2019, 207(12): 1-12.
  • 加载中
图( 11)
计量
  • 文章访问数:  4591
  • HTML全文浏览数:  4591
  • PDF下载数:  85
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2021-03-10
  • 录用日期:  2021-07-01
  • 刊出日期:  2021-08-10

流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)的高效去除

    通讯作者: 陈安伟(1987—),男,博士,教授。研究方向: 水污染控制与修复。E-mail:A.Chen@hunau.edu.cn
    作者简介: 柴友正(1995—),男,博士研究生。研究方向:矿山废水与地下水污染控制。E-mail:chaiyouzheng@126.com
  • 1. 湖南农业大学资源环境学院,长沙 410128
  • 2. 湖南省灌溉水源水质污染净化技术工程研究中心,长沙 410128
基金项目:
国家重点研发计划(2017YFD0801505);优秀青年项目基金资助项目(18B095);国家自然科学基金资助项目(51879105);湖南省自然科学基金资助项目(2019JJ40128)

摘要: 为了高效处理地下水中的As(Ⅲ),设计了一种流通式电芬顿处理系统,考察了电流密度、pH、曝气速率、流速、电解质浓度以及共存离子等关键因素对As(Ⅲ)去除率的影响。此外,对电芬顿体系中As(III)的去除机理进行了分析,并对该系统在连续运行下的处理效果进行了评估。结果表明:在最佳反应条件下(电流密度为7.6 mA·cm−2、pH为6、流速为20 mL·min−1、曝气速率为80 mL·min−1、电解质浓度为100 mg·L−1),地下水中As(Ⅲ)的去除率接近100%,该系统可以在近中性的pH范围内发挥作用;在连续运行条件下,该系统能够保持良好的处理稳定性;在电芬顿反应体系中,·OH和HO2·能够共同促进As(III)的去除。水体中生成的As(Ⅴ)、Ni、Fe等能够在流通式系统中被过滤器有效地拦截,避免了二次污染的发生,污染水体得到净化。以上结果可为流通式电芬顿系统处理含As(Ⅲ)的地下水提供参考。

English Abstract

  • 重金属污染一直以来备受关注。砷作为高毒性污染物被广泛认知,矿山开采、冶炼、农业生产、制革、染料、化工等行业生产中往往会产生大量的砷[1-2]。As及其化合物随着径流、入渗等途径进入地下水中,污染水体,并通过不断累积对环境与人体健康造成威胁。在我国,对于砷的排放标准也有着严格的规定[3]。如何有效地处理含As地下水一直以来都是环境工程领域所关注的热点。

    As的存在形式及其价态决定了As及其化合物的毒性[4]。As在水体中常以As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的形态存在,而在还原条件下的地下水体中,又以As(Ⅲ)为主要存在形态。在目前的地下水As(Ⅲ)污染处理中,中和法[5]、混凝法[6-7]、吸附法[8-9]、离子交换法[10-11]、微生物法[12-13]、电化学法[14-15]均能取得良好的治理效果。但不断寻求提供高效,创新的处理方法,并作为现有地下水As(Ⅲ)污染处理技术的补充或替代仍然是十分必要的。已有研究[16]表明,As(Ⅲ)的毒性比As(Ⅴ)高出数十倍以上,并且迁移性更强,稳定性差,因此,将As(Ⅲ)氧化成更易吸附、稳定的As(Ⅴ)是实现As(Ⅲ)控制的可行途径。SORLINI等[17]研究了二氧化氯、次氯酸盐、高锰酸钾等氧化剂对水体中As的氧化效果,As(Ⅲ)的氧化效率能到达到80%~100%。吕杰蝉等[18]通过感应电芬顿法处理二甲基砷废水,在初始pH为3,电流密度为2 mA·cm−2,初始浓度为5 mg·L−1的条件下,4 h后去除率达到94.4%。LAN等[19]以FeCx/N掺杂的碳纤维复合材料作为催化剂,通过电芬顿反应对含二甲基砷废水进行高效处理,6 h后去除率达到96%。ZHANG等[20]通过非均相芬顿法对畜牧业中的有机砷化合物进行降解,处理3 h后降解率可达到80%以上。尽管对地下水中砷污染处理的研究较少,但这能为我们处理此类地下水提供新的思路,通过强氧化性的羟自由基(·OH)可将As(Ⅲ)氧化为更稳定、毒性低的As(Ⅴ),同时亦可减少使用化学氧化剂带来的风险与成本。

    本研究设计了一种新型流通式电芬顿系统,用来处理含As(Ⅲ)地下水。考察了电流强度、pH、流速、曝气速率、电解质浓度等因素对去除效果的影响,并探讨了水体中共存离子的干扰作用及相关的反应机理。此外,对流通式电芬顿系统在连续运行条件下的性能进行了评估,以期为地下水As(Ⅲ)污染的治理提供参考。

  • 本研究以湖南某矿区附近城镇的地下水为例,研究中均使用实际地下水作为处理对象。其水质如下:1.87~2.2 mg·L−1 As(Ⅲ)、0.12 mg·L−1 Fe、120 μg·L−1 Mn、75 mg·L−1 ${\rm{SO}}_4^{2 - }$、33 mg·L−1 COD、pH为6.25。所用试剂均购自国药试剂集团且为分析纯:水杨酸(salicylic acid)、苯醌(benzoquinone)、氯化钾(KCl)、硫酸(H2SO4)、氢氧化钠(NaOH)。实验中所用水均为超纯水(UPH,优普,18.25 MΩ.cm)。

  • 电芬顿反应在亚克力(PMMA)材质的圆柱形反应器(D=60 mm,H=200 mm)中进行,实验装置如图1所示。反应器分为3个部分,阳极为Fe网电极(R=25 mm),阴极为泡沫镍(NF)电极,覆于Ti网上,最下方是活性炭纤维过滤器(ACF),阴阳极通过不锈钢电极夹连接至直流电源(MESTEK DP305)上,并保持恒定距离。将阴极浸泡在地下水中数小时直至饱和后取出再用。通入电流开始反应后,通过蠕动泵(UIP-WIFI-S183, Kamoer)以一定的流速将1 L地下水引入反应器中,通过控制变量对去除率的影响因素进行探究,每组实验设置3组平行。

  • 流通式系统中电流的调控通过直流稳压电源(MASTEK DP305)完成,溶液pH的测定通过pH计(METTLER S220)测定。通过原子荧光法测定溶液中As(Ⅲ)和As(Ⅴ),分别通过丁二酮肟分光光度法与邻菲罗啉分光光度法测定总Ni和总Fe的浓度。通过间接分光光度法测定高铁酸盐的浓度[21]

  • 为了高效去除地下水中的As(Ⅲ),设计了一种流通式电芬顿系统。图2(a)为该系统与其他处理工艺去除效率的对比,即吸附(相同装置,不通电)、电氧化、铁盐絮凝、传统电芬顿法(泡沫镍阴极,铁阳极)。可以看出,在吸附条件下,As(Ⅲ)的浓度变化很小。投入一定量的FeCl3·6H2O且不断搅拌后,As(Ⅲ)的去除率为36%。在电氧化处理后,As(Ⅲ)的去除率约为60%。传统电芬顿法处理中,可以对As(Ⅲ)取得92%的去除率,而通过流通式电芬顿系统处理后,As(Ⅲ)的去除率可以达到99.6%左右。这是由于,与集中处理废水相比,垂直流依次通过电极能够提高污染物的传质效率,并且能减少电极间氧化还原作用的干扰,从而可提高对As(Ⅲ)的去除率[22-23]图2(b)为电化学处理中能耗的对比,可以看出,流通式电芬顿系统的能耗更低,同时,反应中消耗的主要为电能,这避免了化学试剂的消耗,极大地降低了处理成本。

  • 电流密度对电芬顿反应发挥的效用有着至关重要的影响。在电流密度为2.6~15.3 mA·cm−2时,考察了其对去除率的影响。由图3可知,As(Ⅲ)的去除率呈现出先增后减的趋势,在电流密度为7.6 mA·cm−2时(电流强度为150 mA, 电压为3.5 V),As(Ⅲ)的去除率达到最大;当电流密度升至10.2 mA·cm−2 (电流强度为200 mA,电压为4 V)和15.3 mA·cm−2 (电流强度为300 mA,电压为5 V)时,As(Ⅲ)的去除率分别下降至 93.6%和84.5%。这是由于,在一定范围内增大电流密度将提高电极上的电子转移速率,从而促进氧还原反应以及铁的溶解,产生更多的H2O2 ((式(1)~式(3)))。然而,电极上的析氢副反应会在电流密度过高时加剧(式(4)),从而加速电极钝化,同时影响了H2O2的生成[24-25]。因此,在本研究中,当电流密度为7.6 mA·cm−2时能够实现对As(Ⅲ)的高效去除。

    溶液pH对处理效果有着重要影响,故对pH为3~9的条件下溶液中As(Ⅲ)的去除情况进行了探究。如图4(a)所示,当pH为6时,去除率达到99.6%,反应速率略低于pH为3时。由于流通式的处理提升了O2浓度,提高了反应效率,使得电芬顿体系在pH较高的条件下仍能保持较高的H2O2生成效率[26-27]。当pH接近中性时,溶液中的铁离子在电流的作用下会形成具有较强氧化性的高铁酸根[28]。如图4(b)所示,在pH为6时溶液中的羟基自由基与高铁酸盐的浓度均较高。此外,较高的pH增强了阳极溶出Fe的絮凝反应,这些因素在一定程度上减轻了pH对流通式系统处理效率的影响。然而,当pH过高时,H2O2的形成将被抑制(式(5)),从而影响·OH的产生[29-30]。以上结果表明,流通式电芬顿系统能在偏酸性的pH下可保持良好的效果,这极大地节省了调节pH的成本,能够广泛用于As(Ⅲ)污染的地下水体。

    图5反映了流速(10~50 mL·min−1)对As(Ⅲ)去除率的影响。As(Ⅲ)的去除率随着流速的增加而降低(分别为99.9%、99.6%、90%、83.6%、75%)。这是由于流速决定了地下水的停留时间,当流速较低时,As(Ⅲ)能够被更充分的氧化,并且为目标污染物与过滤器提供了更多的接触时间[31]。然而,较低的流速也意味着较高的能耗,控制合适的流速对As(Ⅲ)的去除较为重要。因此,本研究确定最佳流速为20 mL·min−1

    溶解氧含量是限制电芬顿反应的主要因素之一,因此,本实验考察了曝气速率对As(Ⅲ)去除率的影响。如图6所示,As(Ⅲ)的去除率随着曝气速率的提升而增大,曝气速率为80 mL·min−1时去除率达到未曝气条件下的1.35倍。这是由于曝气处理通过鼓动水流提升水体中溶解氧的浓度,增强了H2O2的生成效率(式(6))[32-33]。在继续提高曝气速率后,As(Ⅲ)去除率没有显著的变化,这表示继续增加曝气速率对去除效果的提升有限,溶解氧水平已经达到饱和。因此,当曝气速率确定为80 mL·min−1时,反应效率可维持在较高水平。

    不同浓度电解质对地下水中As(Ⅲ)去除率的影响如图7所示。由图7可知,去除率随着电解质浓度的增加而提升,当电解质质量浓度为100 mg·L−1时去除率最佳。这说明KCl为电流提供了一个合适的通道,增强了溶液的导电性,使电芬顿体系中·OH产生效率得到提升[34-35]。此外,KCl能够避免${\rm{CO}}_3^{2 - }$${\rm{HCO}}_3^ - $${\rm{SO}}_4^{2 - }$等作为电解质时与水体中存在的Ca2+反应形成电极表面钝化层,并丰富阳极的溶解,从而提高芬顿反应效率[36-37]。同时,溶液中Cl可能被电流催化生成次氯酸(HClO)(式(7)~式(8)),从而促进As(Ⅲ)的氧化[38]。然而,过高的电解质浓度并不能进一步提高去除率,这是由于过量的KCl电解质会捕获·OH (式(9)~式(13))。

  • 处理系统的使用寿命是评判其实用性的重要指标。因此,在实验中没有对电极材料进行清洗与更换的情况下,考察了连续运行条件下流通式电芬顿系统对地下水中As(Ⅲ)去除效果的变化。由图8可以看出,在最佳反应条件下,经过6次循环实验,As(Ⅲ)的去除率没有发生明显的改变,依次为99.6%、99.2%、99.5%、98.9%、99.3%、99.1%。这表明流通式电芬顿系统在处理含As(Ⅲ)地下水污染时具有良好的稳定性与寿命。

  • 为了探明流通式电芬顿体系中As(Ⅲ)的去除机理,配置一定浓度的水杨酸(SAL)与苯醌(BQ)溶液作为自由基淬灭剂,考察了其对地下水中As(Ⅲ)去除率的影响[39]。由图9可看出,加入水杨酸作为·OH淬灭剂后,As(Ⅲ)的去除率下降至71.2%;而在投加苯醌溶液时,As(Ⅲ)去除率为92%。这说明·OH对As(Ⅲ)/As(Ⅴ)的转化起着主导作用,而过氧化羟基自由基HO2·也能够在一定程度上加速As(Ⅲ)的氧化,二者共同促进了As(Ⅲ)的氧化。如图10所示,去除过程可以合理地总结为:芬顿反应中产生的·OH与HO2·协同对As(Ⅲ)进行高效的氧化(式(14)~式(19))。在此过程中,金属Ni的析出促进了O2的还原(式(20)~式(21)),在一定程度上提高了芬顿反应效率[40-41]。此外,阳极溶出的Fe(III)能对As起到絮凝作用(式(22))[42]

  • 为了去除溶液中的As(Ⅴ)以及可能析出的Ni(II)与Fe(III),反应器中活性炭纤维过滤器被用于对水体进行最后的净化。对出水中As、Ni、Fe类物质的质量浓度变化进行了测定,来进一步证明As(Ⅲ)被高效氧化后去除。如图11所示,反应开始后As(Ⅲ)的质量浓度迅速下降,而As(Ⅴ)质量浓度在初期上升,随后快速地下降。溶液中As(Ⅴ)被活性炭纤维过滤器有效地拦截,以及在阴极表面还原为As。阴极与阳极析出的Ni(II)、Fe(III)同样被过滤器留下。在通电条件下,过滤器还可能存在电吸附反应,加强了对污染离子的截留作用[31],溶液中总As、总Ni、总Fe的浓度变化有力地证实了这一点。此结果表明,流通式电芬顿系统能够有效地对污染水体中As(Ⅲ)进行高效去除,并避免了对水体的二次污染。

  • 1)设计了一种流通式电芬顿系统且将其用于处理地下水中的高浓度As(Ⅲ)。在电流密度为7.6 mA·cm−2、pH为6、流速为20 mL·min−1、曝气速率为80 mL·min−1、电解质浓度为100 mg·L−1的最佳反应条件下,其可在短时间内对As(Ⅲ)进行高效的处理,As(Ⅲ)去除率可达99.6%以上。

    2) ·OH与HO2·能够协同作用,促进As(Ⅲ)的去除。流通式电芬顿系统具有良好的稳定性与寿命,经过连续使用6次后处理效果仍较好。

    3) As(Ⅴ)、Ni、Fe可在该系统中与出水进行分离,达成水体的净化,从而可避免二次污染的发生。

参考文献 (42)

目录

/

返回文章
返回