超聲輻照降解MC-RR動力學(xué)的影響因素

歐樺瑟，高乃云，隋銘?zhàn)?，黎雷，姚娟?/p>

(同濟(jì)大學(xué) 污染控制與資源化研究重點(diǎn)試驗(yàn)室，上海，200092)

隨著工業(yè)化和國民經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，近年來水體富營養(yǎng)化問題日益嚴(yán)重，我國太湖和滇池常年有大量藻類滋生，由此產(chǎn)生的各類副產(chǎn)物特別是藻毒素對人類健康產(chǎn)生極大威脅，同時造成巨大的經(jīng)濟(jì)和社會損失，引起人們廣泛的關(guān)注[1-4]。藻毒素中，微囊藻毒素(microcystins, MCs)等肝毒素最為常見。MCs是一類環(huán)狀多肽類物質(zhì)且具有很強(qiáng)的肝毒性[5-7]。經(jīng)調(diào)查，黃浦江源水中總MC-LR(Microcystin-LR)質(zhì)量濃度為100～250 ng/L，總MC-RR(Microcystin-RR)質(zhì)量濃度為450～650 ng/L[8]，且常規(guī)的混凝→沉淀→過濾→消毒等自來水處理工藝過程對其幾乎沒有去除效果[9]，因此，研發(fā)新型高效去除微囊藻毒素的技術(shù)是亟待解決的問題。目前，針對MCs的去除研究方法主要包括化學(xué)氧化法、光催化氧化法、活性炭吸附法、聲化學(xué)法以及生物氧化法，而超聲輻照技術(shù)是近年來發(fā)展起來的一門新型技術(shù)[10-13]，與其他方法相比具有操作和控制簡單，便于自動化操作，處理過程不引入其他化學(xué)物質(zhì)，反應(yīng)條件溫和以及無二次污染等優(yōu)點(diǎn)[14-15]。本試驗(yàn)考察超聲輻照去除水中 MC-RR的動力學(xué)過程并研究超聲頻率和pH等因素對去除反應(yīng)的影響規(guī)律。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 試驗(yàn)設(shè)備

試驗(yàn)采用的超聲裝置購買于中國科學(xué)院上海聲學(xué)研究所，型號為SF型。圖1所示為超聲反應(yīng)器示意圖。

1.1.2 MC-RR的提取

試驗(yàn)所用藻種取自太湖，在試驗(yàn)室培養(yǎng)。藻培養(yǎng)液通過離心處理后陰干，研磨成干藻粉備用。試驗(yàn)時將干藻粉溶于去離子水中，隨后在-18 ℃的冰箱中冰凍12 h 后解凍，并重復(fù)3次使藻毒素釋放徹底，之后經(jīng)過離心處理提取上清液。最后，使上清液通過0.45 μm的混合纖維素酯微孔過濾膜并經(jīng)過 SPE(Solid phase extraction)處理提取出其中的MC-RR，最終將得到的提純液用于試驗(yàn)及HPLC(High performance liquid chromatography)分析。

1.1.3 其他試驗(yàn)試劑

微囊藻毒素標(biāo)樣 MC-RR(購自武漢水生生物研究所)，HPLC級；雙氧水采用體積分?jǐn)?shù)為30%的過氧化氫分析純；NaCl，Na2CO3，NaNO3以及 Na2SO4溶液由分析純固體溶解配制而成；調(diào)節(jié)pH值，所用HCl和 NaOH溶液由分析純濃鹽酸和分析純固體分別配制；試驗(yàn)用水均采用Milli-Q出水。

1.2 試驗(yàn)方法

采用超聲輻照工藝去除MC-RR，分別進(jìn)行不同超聲頻率、MC-RR初始濃度、超聲功率、pH條件、聲能密度以及投加4種陰離子的對照試驗(yàn)。

1.3 MC-RR分析方法

MC-RR濃度采用高效液相色譜儀(島津LC-2010AHT)測定；采用島津VP-ODS色譜柱(250 mm×4.6 mm)；流動相為甲醇(Sigma-Aldrich, USA)和Milli-Q 出水(Millipore, Molsheim, France)，預(yù)加φ(三氟乙酸)=0.05%，φ(甲醇)/φ(H2O)=60/40；分析時間為10 min，流動相流速為1 mL/min，柱溫為40 ℃。

2 結(jié)果與分析

2.1 反應(yīng)動力學(xué)

2.1.1 超聲降解MC-RR機(jī)理

MC-RR基本分子結(jié)構(gòu)為大環(huán)并間隔雙鍵，具有較強(qiáng)的熱穩(wěn)定性，其化學(xué)結(jié)構(gòu)在100 ℃加熱保持不變；其分子結(jié)構(gòu)中含有多個羧基、氨基、酰氨基等極性官能團(tuán)，屬于親水性有機(jī)物，易溶于水、難揮發(fā)。分子結(jié)構(gòu)圖如圖2所示。圖中帶苯環(huán)的長支鏈為ADDA基團(tuán)，是重要的生物毒性基團(tuán)。

超聲降解水體中的有機(jī)污染物屬于物理化學(xué)過程，超聲輻照誘發(fā)水體產(chǎn)生空化泡并歷經(jīng)振動、生長、崩潰閉合的動力學(xué)過程[16]；空化氣泡潰滅的極短過程中，其內(nèi)部及其周圍極小空間范圍內(nèi)產(chǎn)生極端高溫和高壓。Mason等[17]的研究表明，空化泡內(nèi)產(chǎn)生的最高溫度Tmax和最大壓力pmax可以采用式(1)～(2)進(jìn)行推導(dǎo)：

圖1 超聲反應(yīng)器示意圖Fig.1 Schematic diagram of ultrasonic reactor

式中：pm為空化泡崩潰時的內(nèi)部壓力；p為空化泡達(dá)到最大體積時的內(nèi)部壓力；K=Cp/Cv，Cp和Cv分別為空化泡空氣的定壓比熱容和定容比熱容。理論上，pmax可達(dá)50.662 5×106Pa，Tmax可達(dá)5.0×103K以上。在極端的溫度和壓力條件下能產(chǎn)生一系列復(fù)雜反應(yīng)，如將空化泡內(nèi)水蒸汽和水-氣臨界面的水分子分解，產(chǎn)生諸如·O，·OH，·H和H2O2等強(qiáng)氧化性物質(zhì)。

超聲降解 MC-RR包括羥基自由基反應(yīng)、熱解反應(yīng)和臨界面水解反應(yīng)等，根據(jù)反應(yīng)類型和位置不同可以將超聲降解 MC-RR反應(yīng)區(qū)域分為如下幾部分，如圖3所示。

(1)空化泡內(nèi)部氣態(tài)區(qū)域。MC-RR屬于低揮發(fā)性物質(zhì)，因此，不會出現(xiàn)在空化泡內(nèi)部，該區(qū)域內(nèi)環(huán)境變化劇烈，能夠?qū)⑺羝退?氣臨界面的水分子分解并產(chǎn)生·O，·OH，·H和H2O2等強(qiáng)氧化性物質(zhì)。強(qiáng)氧化性物質(zhì)主要產(chǎn)生于空化泡內(nèi)部并由內(nèi)向外擴(kuò)散參與降解反應(yīng)。

(2)水-氣臨界面區(qū)域。在水-氣臨界面內(nèi)可能發(fā)生的反應(yīng)有羥基自由基氧化和水解/熱解反應(yīng)。MC-RR存在于該區(qū)域的部分主要為憎水基團(tuán)ADDA，帶有親水基團(tuán)的環(huán)狀結(jié)構(gòu)則分布于溶液中，因此，主要為ADDA在該區(qū)域反應(yīng)。當(dāng)ADDA處于該區(qū)域時，其長鏈上的C=C雙鍵會受到羥基自由基等強(qiáng)氧化劑的進(jìn)攻而受到破壞生成中間產(chǎn)物并最后礦化，Maria等[5]的研究證實(shí)了該反應(yīng)，并指出可能的中間產(chǎn)物為帶苯環(huán)基團(tuán)C9H10O，如圖4所示。ADDA是MCs毒性活性基團(tuán)之一[18]，故該區(qū)域反應(yīng)能有效去除水中 MCs的毒性。

圖2 MC-RR分子結(jié)構(gòu)圖Fig.2 Structure of MC-RR

圖3 MC-RR分布示意圖Fig.3 Proposed location of MC-RR during cavitation

圖4 中間產(chǎn)物C9H10O的結(jié)構(gòu)Fig.4 Structure of intermediate product C9H10O

此外，水解/熱解等反應(yīng)對MC-RR也有破壞作用，除單獨(dú)針對ADDA基團(tuán)外，還有一定概率對MC-RR上較易受到攻擊的部位產(chǎn)生破壞作用。Song等[19]的研究表明該區(qū)域內(nèi)部羥基自由基氧化和水解/熱解對MCs的降解分別占MCs總體降解的35%和26%。

(3)液態(tài)溶液區(qū)域。液態(tài)溶液區(qū)域的溫度和壓強(qiáng)基本與普通溶液的相同，該區(qū)域發(fā)生的反應(yīng)主要為羥基自由基氧化反應(yīng)。羥基自由基等氧化物主要攻擊MC-RR上的ADDA基團(tuán)及其環(huán)狀結(jié)構(gòu)上的C=C基團(tuán)，破壞藻毒素的結(jié)構(gòu)并生成多種中間產(chǎn)物。Song等[19]的研究表明該區(qū)域的反應(yīng)占總反應(yīng)的39%。該區(qū)域反應(yīng)的詳細(xì)機(jī)理還有待研究。

以上多種反應(yīng)過程中氧化物均相對于 MC-RR過量，理論上分析降解反應(yīng)符合準(zhǔn)一級動力學(xué)規(guī)律。

2.1.2 不同初始質(zhì)量濃度下反應(yīng)動力學(xué)

反應(yīng)動力學(xué)類型的確定對后續(xù)試驗(yàn)研究具有重要意義。試驗(yàn)配制藻毒素儲備液，用HPLC測得MC-RR的初始質(zhì)量濃度為500 μg/L，調(diào)節(jié)pH約為7.0，之后分別配制質(zhì)量濃度為500，250和125 μg/L的反應(yīng)溶液，各取30 mL放于反應(yīng)容器中，調(diào)節(jié)超聲頻率為400 kHz、功率為100 W進(jìn)行超聲輻照，其降解效果如圖5所示?？梢姡弘S著反應(yīng)進(jìn)行，MC-RR得到降解。

圖5和表1顯示初始質(zhì)量濃度對MC-RR的降解影響甚小。當(dāng)MC-RR初始質(zhì)量濃度為125 μg/L時，降解速率常數(shù)k=0.122 min-1，而初始質(zhì)量濃度為250 μg/L和 500 μg/L時，k分別為 0.117 min-1和 0.105 min-1，影響不明顯；去除率的變化在 3%以內(nèi)，可以認(rèn)為 MC-RR初始質(zhì)量濃度對反應(yīng)基本沒有影響，試驗(yàn)中出現(xiàn)的細(xì)微差別應(yīng)為誤差所致。

不同 MC-RR 質(zhì)量濃度時，ln(ρt/ρ0)與反應(yīng)時間t之間呈線性關(guān)系，如圖 6所示。其決定系數(shù)R2≥0.990 8，可認(rèn)為超聲降解MC-RR的反應(yīng)是準(zhǔn)一級動力學(xué)反應(yīng)，用以下公式來表達(dá)反應(yīng)類型：

圖5 MC-RR初始濃度對降解MC-RR的影響Fig.5 Effect of different initial concentrations on degradation of MC-RR

表1 不同初始濃度下MC-RR降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型數(shù)據(jù)Table 1 Degradation parameters of kinetics models (pseudo first order)under different initial concentrations of MC-RR

圖6 MC-RR氧化反應(yīng)的準(zhǔn)一級動力學(xué)曲線Fig.6 Pseudo first-order kinetics plot of MC-RR oxidation reaction

式中：ρ( M C-RR)為MC-RR的濃度；k(Abs)為表觀動力學(xué)反應(yīng)常數(shù)；t為反應(yīng)時間。該式是表觀動力學(xué)降解速率方程，MC-RR濃度是反應(yīng)速率限制因素，k(Abs)為(0.11±0.01)min-1。

2.2 超聲頻率的影響

MC-RR 溶液初始質(zhì)量濃度約為 500 μg/L，pH=7.0，功率為100 W，選擇頻率為60，200，400和800 kHz的超聲波對反應(yīng)液進(jìn)行輻照，反應(yīng)時間為40 min，在0，5，10，20和40 min時取樣進(jìn)行檢測，藻毒素濃度變化見圖7，反應(yīng)速率常數(shù)k，決定系數(shù)R2以及MC-RR半衰期如表2所示。由試驗(yàn)結(jié)果可知，各個頻率的超聲波對藻毒素 MC-RR均有降解，其中頻率為400 kHz時的效果最好，40 min去除率接近100%；頻率為800 kHz時次之，40 min去除率達(dá)到92.7%；而頻率為60和200 kHz時，40 min去除率分別為40.4%和66.1%，可見：400 kHz是MC-RR的最佳降解頻率，中頻超聲波對藻毒素的降解效果最好，低頻和高頻的超聲效果均不理想。

圖7 不同頻率超聲降解MC-RR的影響Fig.7 Effect of different frequency on degradation of MC-RR by ultrasonic irradiation

表2 不同頻率超聲降解MC-RR的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型的擬合參數(shù)Table 2 Fitting parameters of kinetics models (pseudo first-order)on degradation of MC-RR under different ultrasonic frequencies

不同頻率作用下生成空化泡的數(shù)量、密度、空化泡潰滅時產(chǎn)生的溫度、壓力以及釋放的自由基數(shù)量都不同，這些都影響降解效果。適當(dāng)提高超聲頻率可提高降解效果，因?yàn)榭僧a(chǎn)生更多空化泡/自由基和熱解/水解反應(yīng)；但當(dāng)頻率增大到一定極值之后反而不利于降解，隨著頻率不斷增加，空化泡數(shù)量不再增加而趨于飽和狀態(tài)，同時頻率升高引起空化閾升高，使空化難以進(jìn)行；空化泡存在周期縮短，潰滅強(qiáng)度也隨之減弱，以上2種作用使空化發(fā)生概率和強(qiáng)度減小，降解速率降低，因此，超聲波對于不同的化學(xué)物質(zhì)存在不同的最佳降解頻率。相關(guān)研究結(jié)果也證實(shí)了該結(jié)論，Song等[20]研究超聲對二甲基異冰片(MIB)和二甲萘烷醇(GSM)的降解效果，結(jié)果表明：當(dāng)頻率為 640 kHz時，降解速度最快；張光明[21]采用超聲處理水中的多氯聯(lián)苯，其反應(yīng)符合擬一級反應(yīng)，最佳降解頻率為358 kHz；Koda等[22]采用 20，40，45，96，130，200，400，500和1 200 kHz的超聲輻照KI水溶液，發(fā)現(xiàn)碘的釋放量最大頻率為200 kHz。

值得注意的是：溶解氣體也是影響因素之一。Inez等[11]在不同頻率、不同溶解氣體下研究超聲的最優(yōu)化工作條件，發(fā)現(xiàn)溶解氣體類型和超聲頻率能影響反應(yīng)效率，且溶有Kr氣的溶液配合500 kHz的超聲能得到最優(yōu)工況。本試驗(yàn)得到的MC-RR最佳降解頻率在400 kHz附近，實(shí)際最佳頻率需采用連續(xù)變頻超聲發(fā)生裝置可檢測，限于試驗(yàn)條件本試驗(yàn)均采用400 kHz超聲裝置。

2.3 反應(yīng)液pH值的影響

MC-RR反應(yīng)液質(zhì)量濃度為 500 μg/L，采用 400 kHz超聲發(fā)生器，功率為100 W，反應(yīng)時間為20 min，在0，3，8，14和20 min時取樣進(jìn)行檢測，pH值從1.90調(diào)到12.21，在7個不同pH值條件下進(jìn)行反應(yīng)，并用反應(yīng)速率常數(shù)k來表征反應(yīng)速度。k隨pH值變化見圖 8；反應(yīng)速率常數(shù)k、決定系數(shù)R2以及 MC-RR半衰期如表3所示。由圖8可見：pH值在4～10時對反應(yīng)影響甚?。划?dāng)pH值大于10時，反應(yīng)速率有一定下降；在pH值小于4的酸性條件下，反應(yīng)速率明顯提升，最快時(pH=1.9)，k=0.400 min-1。

超聲降解主要發(fā)生在空化泡氣-液界面及其周圍溶液中，離子/極性分子不易接近氣-液界面且難以進(jìn)入空化泡內(nèi)，中性分子則較易接近空化泡并以更大比例分布于空化泡周圍。研究表明：溶液酸堿性使有機(jī)污染物以中性分子的形態(tài)存在，并易于揮發(fā)進(jìn)入氣泡核內(nèi)部，能有效促進(jìn)降解反應(yīng)[23]。而MC-RR在低pH值條件下可能以中性分子存在，其環(huán)狀結(jié)構(gòu)上單獨(dú)存在可電離的 2個羧基，等電點(diǎn)分別是 2.09和 2.19。Maagd等[24]采用辛醇/水互溶體系研究MCs的親疏水性，發(fā)現(xiàn)MCs在兩相中的溶解平衡隨pH值的變化而變化，且pH值在2.09～2.19時MCs以近似中性分子存在，較易從水相進(jìn)入辛醇相中，同理，可推斷 pH值為2.09～2.19時，MC-RR較易接近空化泡進(jìn)而加速其降解，故較低 pH值有利于降解。國內(nèi)外相關(guān)研究也證實(shí)了該理論，Maria等[5]研究不同條件下 TiO2光催化法對 MCs的降解效果，結(jié)果表明在酸性溶液(pH=3.0)中反應(yīng)速率比中性溶液(pH=6.82)提升了 6倍；而陳偉等[25]采用超聲波降解氯苯，發(fā)現(xiàn)pH值對氯苯降解的影響甚小，其原因是氯苯不隨 pH值改變形態(tài)，從反面證實(shí)了 pH值對反應(yīng)的影響。值得注意的是：酸堿性還影響到超聲反應(yīng)時溶液中 H2O2與OH·等強(qiáng)氧化物質(zhì)的最大產(chǎn)率。因此，其影響是多因素綜合作用的結(jié)果，詳細(xì)機(jī)理還需進(jìn)一步深入研究。本試驗(yàn)結(jié)果表明，最佳pH值小于2。

圖8 pH值對超聲降解MC-RR的影響Fig.8 Effect of different pH values on degradation of MC-RR by ultrasonic irradiation

表3 不同pH值條件下超聲降解MC-RR的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型數(shù)據(jù)Table 3 Degradation parameters of kinetics models (pseudo first order)under different pH values

隨著反應(yīng)進(jìn)行，溶液pH值發(fā)生變化，測得5個初始pH值條件下變化情況如圖9所示?？梢姡簆H值均隨著反應(yīng)進(jìn)行而下降，但在不同初始 pH值下變化幅度不同。反應(yīng)過程中可能發(fā)生以下反應(yīng)：

以上反應(yīng)表明：空氣中CO2溶解到水中不斷消耗OH-，且超聲波對水中有機(jī)物的礦化降解最終也產(chǎn)生CO2，理論上pH值應(yīng)不斷下降。實(shí)際反應(yīng)過程符合理論分析。圖9表明：當(dāng)初始pH值較高或較低時，pH值隨反應(yīng)變化不明顯，此時溶液中OH-或H+相對于溶解的 CO2充分過量，起到一定的緩沖作用；pH值為5～10時則無上述作用，當(dāng)pH值為9.64時，經(jīng)過20 min反應(yīng)后pH值下降到6.80左右。pH值的變化影響超聲降解MC-RR速率，但pH值變化較大的區(qū)間內(nèi)MC-RR結(jié)構(gòu)和分布變化較小，因此，對降解效果影響不明顯。

圖9 超聲系統(tǒng)中不同初始pH值下溶液pH值隨時間的變化Fig.9 Change of pH in solution with time in ultrasonic system under different initial pH

2.4 陰離子的影響

由圖10可見：在相同反應(yīng)條件下，陰離子的加入不利于MC-RR降解，加入后降解速率均有所下降；對反應(yīng)影響較大，加入后降解速率僅為原來的68.37%；而影響較小。試驗(yàn)結(jié)果表明對反應(yīng)存在部分抑制作用，證實(shí)了·OH是超聲降解藻毒素的有效物質(zhì)，但還存在其他降解作用如熱解/水解，這與Song等[19]的研究結(jié)果相符。張光明等[26]在中性條件(pH=7.2)下采用不同頻率的超聲降解二氯聯(lián)苯，并往反應(yīng)溶液中加入碳酸鹽，發(fā)現(xiàn)358 kHz時的超聲降解效果比加入前降低了77%。郭照冰等[27]研究了加入不同陰離子對超聲降解2, 4-二硝基酚的影響，結(jié)果顯示 CO32-能使去除率降低約 60%。除陰離子外，對于其他·OH清除劑也可得到相似結(jié)論。岑科達(dá)等[28]采用甲醇和碘酸鉀抑制·OH，通過紫外分光光度檢測顯示，在甲基橙的超聲降解過程中·OH是主要有效成分。本試驗(yàn)中，4種離子對MC-RR降解的影響由大至小為：

圖10 不同陰離子條件下超聲輻照對MC-RR的去除率Fig.10 Removal efficiency of MC-RR under different anions of ultrasonic irradiation

表4 加入不同陰離子條件下MC-RR降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型數(shù)據(jù)Table 4 Degradation parameters of kinetics models (pseudo first order)under different anions

2.5 聲能密度的影響

聲能密度指單位體積物質(zhì)受到的超聲波能量，在本反應(yīng)中指單位體積溶液受到的超聲輻照能量，單位為 W/mL。國內(nèi)對有關(guān)超聲降解有機(jī)物過程中聲能密度的研究甚少。聲能密度作為超聲反應(yīng)的1個基本參數(shù)，需要對其影響進(jìn)行定量分析。本試驗(yàn) MC-RR反應(yīng)液質(zhì)量濃度為500 μg/L，超聲頻率為400 kHz，功率為100 W，pH值為7.0，反應(yīng)時間為20 min，采用不同的聲能密度即1.67，3.33和6.67 W/ mL，在0，3，8，14和20 min時取樣進(jìn)行檢測，藻毒素濃度變化見圖11，反應(yīng)速率常數(shù)k、決定系數(shù)R2以及MC-RR半衰期如表5所示。

由圖 11可見：反應(yīng)速率隨著聲能密度增大而加快，去除效果改善。聲能密度越大，表明單位體積溶液受到超聲輻照功率越大，且能產(chǎn)生更多的·OH和H2O2促進(jìn)MC-RR的降解。國內(nèi)外相關(guān)研究表明聲能密度是超聲反應(yīng)中的影響因素之一。在超聲降解機(jī)理分析方面，尹周瀾等[29]采用茜素紫光度法檢測超聲輻照水體系產(chǎn)生的·OH濃度變化，在頻率為20 kHz，聲能密度約為12 W/mL時，·OH的產(chǎn)量基本達(dá)到飽和，且超聲波作用產(chǎn)生的·OH與作用時間呈良好的線性關(guān)系。Gonze等[30]對不同結(jié)構(gòu)的反應(yīng)容器進(jìn)行研究，所涉及的聲能密度為0.1～10.0 W/mL，發(fā)現(xiàn)相同結(jié)構(gòu)條件下聲能密度是超聲反應(yīng)的主要影響因素。在降解試驗(yàn)研究方面，寧平等[31]采用超聲降解焦化廢水中的CODCr，發(fā)現(xiàn)聲能密度對降解效果影響顯著；Rong等[32]采用溶液循環(huán)反應(yīng)器結(jié)合超聲輻照降解氯苯，結(jié)果表明：隨著聲能密度增加降解速率升高。可見：降解速率受聲能密度影響并與其成正比。本試驗(yàn)結(jié)果也證實(shí)了該理論。

圖11 不同聲能密度對超聲降解MC-RR的影響Fig.11 Effect of different sound-energy densities on degradation of MC-RR by ultrasonic irradiation

表5 不同聲能密度下MC-RR降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型數(shù)據(jù)Table 5 Degradation parameters of kinetics models (pseudo first order)under different sound-energy densities of ultrasonic irradiation

3 結(jié)論

(1)超聲輻照技術(shù)能有效降解MC-RR，降解反應(yīng)符合準(zhǔn)一級動力學(xué)模型。

(2)超聲降解MC-RR受超聲頻率、初始pH值、聲能密度以及影響較大。超聲頻率能改變水中空化泡分布和特性，中頻超聲降解效果最佳；溶液酸堿性對反應(yīng)有明顯影響，在酸性條件下，MC-RR化學(xué)結(jié)構(gòu)和分布發(fā)生變化，反應(yīng)速率提高；能有效清除·OH并阻礙MC-RR的降解，對降解速率影響不明顯，反應(yīng)速率常數(shù)由大至小順序?yàn)椋航到馑俾孰S聲能密度的增加而提高，而初始濃度對反應(yīng)速率無影響。

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