EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0體系降解廢水中4-氯酚的性能和機(jī)理

劉 霞,樊金紅

?

EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0體系降解廢水中4-氯酚的性能和機(jī)理

劉 霞,樊金紅*

(同濟(jì)大學(xué),污染控制與資源化研究重點(diǎn)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 200092)

采用乙二胺二琥珀酸(EDDS)強(qiáng)化Fe0-Al0體系還原水溶液中的O2產(chǎn)生H2O2和?OH等活性氧(ROS)的綠色高級(jí)氧化工藝,以4-氯酚(4-CP)模擬廢水為研究對(duì)象,考察了溶液的初始pH值、鐵鋁的質(zhì)量比、EDDS投加量和4-CP的初始濃度等因素對(duì)4-CP降解的影響.采用電子自旋共振(ESR)法、苯甲酸捕捉法以及4-CP的降解產(chǎn)物等證實(shí)了ROS的產(chǎn)生及4-CP的降解機(jī)制.結(jié)果表明:EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2體系對(duì)4-CP的去除率隨溶液初始pH的升高而降低,但在pH=2.5～9范圍內(nèi),始終具有較好的4-CP去除率;隨Fe0:Al0質(zhì)量比增加4-CP的去除率先增大后減小,最佳質(zhì)量比為4:1;隨EDDS投加量和4-CP初始濃度增加,4-CP的去除率增大;EDDS可使體系的高級(jí)氧化能力提高9倍,在初始pH=2.5、Fe0=8g/L、Al0=2g/L、EDDS=1.5mmol/L條件下,反應(yīng)3h后100mg/L 4-CP的去除率和脫氯率均達(dá)到近100%..

Fe0-Al0/O2體系；活性氧；乙二胺二琥珀酸；Fenton；降解機(jī)理

高級(jí)氧化技術(shù)(Advanced Oxidation Processes, AOPs)是近20年來(lái)興起的水處理新技術(shù),實(shí)際上就是一種人工強(qiáng)化產(chǎn)生活性氧(ROS)并利用它氧化去除有機(jī)物的工藝.高級(jí)氧化過(guò)程通常都涉及到H2O2和×OH的生成,諸如O3/H2O2, UV/H2O2,UV/H2O2/O3,TiO2/UV,Fe2+/ H2O2,Fe2+/UV/H2O2等工藝.UV和H2O2的使用顯然導(dǎo)致費(fèi)用增加成為限制高級(jí)氧化技術(shù)廣泛使用的一個(gè)瓶頸.

為此,學(xué)者們一直在探索摒棄人工添加H2O2而利用環(huán)境中的O2生成活性氧ROS(H2O2、×OH)的方法,其中最受青睞的是零價(jià)鐵法[1].但是,Fe0在有氧條件下的反應(yīng)伴隨著兩個(gè)對(duì)反應(yīng)不利的過(guò)程:(1)OH-的產(chǎn)生導(dǎo)致溶液pH上升,降低了體系的氧化能力,因?yàn)镕e0/O2界面H2O2的原位形成和后續(xù)的Fenton反應(yīng)在酸性pH下才有效;(2)鐵的氫氧化物沉淀在Fe0表面反應(yīng)位點(diǎn)累積,導(dǎo)致Fe0表面鈍化以及反應(yīng)活性的逐步喪失.除了常見的Fe0以外,Al0也具有將分子氧活化產(chǎn)生ROS的能力[2],且比Fe0/O2體系更易產(chǎn)生H2O2.然而,Al0/O2體系中生成H2O2后,其類Fenton反應(yīng)產(chǎn)生·OH的過(guò)程較慢,成為Al0/O2體系氧化降解有機(jī)污染物的控制反應(yīng).因此,有研究者提出雙金屬Fe0-Al0/O2體系,充分利用Al0/O2體系高效產(chǎn)生H2O2以及Fe0/O2體系連續(xù)提供鐵源并快速發(fā)生類Fenton反應(yīng)產(chǎn)生·OH的優(yōu)勢(shì),協(xié)同強(qiáng)化ROS的原位產(chǎn)生[3-5].但是,研究表明曝氣Fe0-Al0降解污染物仍適用于強(qiáng)酸性環(huán)境,不能解決Fenton氧化受pH制約的問(wèn)題.

絡(luò)合劑在現(xiàn)代工業(yè)中有著廣泛的應(yīng)用,研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)溶液中的Fe2+、Fe3+與它形成絡(luò)合物后, Fe0/O2及Fe2+/O2體系中氧化劑產(chǎn)量有著顯著的增加,從而污染物的降解效率得到提高[6-8],與此同時(shí)絡(luò)合劑本身也被氧化降解[9-11].常用的絡(luò)合劑為草酸、氨三乙酸(NTA)和乙二胺四乙酸(EDTA).乙二胺二琥珀酸(EDDS )具有較強(qiáng)的絡(luò)合能力,且在自然環(huán)境中易被微生物降解,EDDS作為一種環(huán)境友好型的絡(luò)合劑,多用于代替EDTA作為土壤淋洗劑和重金屬植物吸收的強(qiáng)化劑[12-15],也可以與過(guò)渡金屬絡(luò)合產(chǎn)生H2O2.因此EDDS作為一種環(huán)境友好的絡(luò)合劑有可能代替EDTA用于類Fenton反應(yīng)體系.

基于以上思路,本文從Fe-絡(luò)合物的催化特性入手,采用EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2綠色高級(jí)氧化工藝處理4-CP模擬廢水,達(dá)到快速產(chǎn)生×OH氧化降解4-CP的目的,考察了溶液的初始pH值、鐵和鋁的質(zhì)量比、EDDS投加量和4-CP的初始濃度等因素對(duì)4-CP降解的影響,初步分析了H2O2和·OH的原位產(chǎn)生、4-CP的降解機(jī)制和EDDS的強(qiáng)化作用,為將來(lái)發(fā)展一種高效處理其他有機(jī)污染物的類Fenton體系提供理論和應(yīng)用依據(jù).

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

鐵粉和鋁粉,均為購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司,平均粒徑均為100~200目;鐵粉純度>98%;鋁粉純度>99%.因鐵粉和鋁粉表面有氧化膜,實(shí)驗(yàn)前要用1%稀鹽酸對(duì)其進(jìn)行預(yù)處理.實(shí)驗(yàn)所用藥品均為分析純,用水為超純水.

1.2 試驗(yàn)方法

配制一定濃度的EDDS與目標(biāo)污染物的混合溶液100mL,放置于敞口的200mL玻璃燒杯中,用1M H2SO4或1M NaOH調(diào)節(jié)pH后,置于磁力攪拌器上攪拌充氧30min以上,使溶液DO接近飽和狀態(tài).倒入稱量的金屬粉末(Fe0、Al0粉分別精確稱取,分別投加)后開始計(jì)時(shí).若需要監(jiān)測(cè)pH值和DO,需將pH計(jì)和溶氧儀探頭洗凈擦干后直接放于溶液中實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè).在一定的時(shí)間點(diǎn)取樣1mL,用0.45μm濾膜過(guò)濾后立即采用高效液相色譜法分析4-CP的降解情況或者測(cè)定溶液中的Cl-等.如果實(shí)驗(yàn)中取樣量較大,如測(cè)定DOC、GC-MS測(cè)產(chǎn)物等,則需要選擇體積為2L的反應(yīng)燒杯,溶液的體積為1L,其它試劑的投加量保持量綱不變.·OH用苯甲酸捕捉,試驗(yàn)方法與前述類似.所有試驗(yàn)在室溫(25℃±2℃)下進(jìn)行.

1.3 分析方法

1.3.1 HPLC分析法測(cè)定4-CP濃度 采用Agilent1260搭配DAD檢測(cè)器,流動(dòng)相為65%甲醇和35%超純水(含體積分?jǐn)?shù)1%的冰醋酸),流速為0.5mL/min,檢測(cè)器波長(zhǎng)278nm,柱溫30℃,進(jìn)樣量20μL[15].Agilent高效液相色譜儀配以 ZORBAX Eclipse XDB-C18型色譜柱(4.6mm ×150mm, 5μm).

1.3.2 離子色譜法分析氯離子 采用DIONEX ICS-900離子色譜搭配IonPac? AS23離子交換柱和IonPac? AG23保護(hù)柱,流速為1.0mL/min,柱溫為24℃,進(jìn)樣量為20μL,抑制電流46mA,等梯度淋洗液為4.5mmol/L Na2CO3和0.8mmol/L NaHCO3的混合液.

1.3.3 氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)(GC-MS)分析4-CP降解產(chǎn)物 色譜柱:HP-5(30m′0.25mm′0.25mm)毛細(xì)管柱;色譜條件:無(wú)分流進(jìn)樣,進(jìn)樣時(shí)間為2min,進(jìn)樣量為2μL;定性分析:全掃描方式,掃描質(zhì)量范圍:50~300amu.中間產(chǎn)物分析:采用Agilent公司GC-MS鑒定4-CP的中間降解產(chǎn)物.載氣流速為1.0mL/min.溶劑延遲時(shí)間為7min,使用全掃描模式.柱溫的升溫程序?yàn)?初始溫度40℃(停留5min),以20℃/min的溫度梯度升至260℃(停留15min),保持20min;進(jìn)樣口溫度為260℃.質(zhì)譜檢測(cè)器(MSD)以電子轟擊模式(EI)運(yùn)行,離子源溫度為230℃,電子能量為70eV[16].

1.3.4 POD-DPD法測(cè)定H2O2濃度 取20mL溶液在四氟攪拌子的攪拌下加入3mL緩沖溶液(0.5mol/L NaH2PO4+0.5M Na2HPO4),再依次加入0.5mL DPD與0.5mL POD,10s后用10mm石英比色皿于551nm處比色,所有過(guò)程于45±5s內(nèi)完成[4-5].

1.3.5 ESR法測(cè)定×OH 取1mL預(yù)先配制好的相應(yīng)液體,加入50mL的尖底具蓋聚乙烯離心管中,置于旋渦混合器中充氧攪拌 30min.向其中投加5mg Fe、5mg Al金屬粉末后計(jì)時(shí),11mim時(shí)向15mL的圓底具蓋聚乙烯離心管中加入15μL預(yù)先配置好的100μmol/L DMPO捕捉劑待用;13min時(shí)用移液槍快速取出90μL的混合液,放置于15mL離心管中,繼續(xù)置于漩渦混合器上攪拌2min,以使·OH被DMPO盡量捕捉完全.最后,該混合液要在1.5min內(nèi),經(jīng)用0.45μm濾膜過(guò)濾后,裝入ESR專用的石英毛細(xì)管中,上機(jī)檢測(cè).在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中,用空調(diào)維持室內(nèi)溫度為25 ℃±1℃.

1.3.6 HPLC分析法對(duì)p-HBA的分析 采用Agilent1260搭配DAD檢測(cè)器,色譜柱為反相的ZORBAX Eclipse XDB-C18柱(4.6mm×150mm,5 μm).流動(dòng)相為30%甲醇和70%超純水(含體積分?jǐn)?shù)0.1%的冰醋酸),流速為1.0mL/min,檢測(cè)器波長(zhǎng)255nm,柱溫35℃,進(jìn)樣量100μL[17].

2 結(jié)果與討論

2.1 不同體系中4-CP的降解情況

由圖1可以明顯看出,單純的Fe0、Al0體系降解效果要比Fe0-Al0雙金屬體系差,單純Fe0體系反應(yīng)8h后4-CP的降解率也只能達(dá)到20%,單純Al0體系中,反應(yīng)8h后4-CP的降解率能達(dá)到50%左右,EDDS的加入可以將Fe0-Al0雙金屬體系降解4-CP的效果提高約9倍,在其他條件相同的情況下100mg/L的4-CP完全降解只要3h.

圖1 不同體系中4-CP的降解

2.2 初始pH值的影響

如前所述,pH值對(duì)傳統(tǒng)均相Fenton和類Fenton反應(yīng)的影響很大,因此,研究pH值對(duì)EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2體系的影響規(guī)律,可以評(píng)價(jià)該體系實(shí)際應(yīng)用的性能.

圖2 初始pH對(duì)4-CP去除效果的影響

由圖2可知,溶液不同pH值對(duì)4-CP的降解有一定的影響,但在中性和堿性這兩個(gè)條件下4-CP也有降解,說(shuō)明EDDS的絡(luò)合能力較強(qiáng),能夠使雙金屬體系在較寬的pH值范圍內(nèi)都具有高級(jí)氧化作用.

2.3 Fe0與Al0質(zhì)量比的影響

在反應(yīng)體系中,活性氧的產(chǎn)生決定了4-CP的降解,活性氧來(lái)源于體系中Fe0和Al0還原水溶液的氧氣,因此需要對(duì)反應(yīng)體系中的Fe0、Al0質(zhì)量比進(jìn)行優(yōu)化.

由圖3可以看出保持Fe0和Al0質(zhì)量總和為10g/L,反應(yīng)時(shí)間為4h.不同F(xiàn)e0、Al0質(zhì)量比條件下,4-CP的降解效果有差異.隨著Fe0、Al0質(zhì)量比的減小4-CP的降解率先增大再減小;逐漸減小Fe0、Al0的質(zhì)量比,當(dāng)質(zhì)量比為4:1時(shí)降解效果最好,降解率能達(dá)到90%.Fe0、Al0質(zhì)量比繼續(xù)減小直到3:2,此過(guò)程中4-CP的降解效率在下降.Fe0和Al0在體系中均能產(chǎn)生活性氧,Al0還原氧氣產(chǎn)生H2O2的能力要強(qiáng)于Fe0,但Fe0腐蝕生成的Fe2+是Fenton反應(yīng)的關(guān)鍵因素,因此Fe0要足量.若Fe2+過(guò)量,過(guò)量的Fe2+則會(huì)消耗產(chǎn)生的·OH,也會(huì)降低氧化效果.在Fe0、Al0質(zhì)量比為4:1時(shí),既滿足了H2O2的產(chǎn)生量也使得·OH的產(chǎn)量最多.

圖3 Fe0和Al0不同質(zhì)量比對(duì)4-CP去除效果的影響

2.4 EDDS投加量的影響

研究發(fā)現(xiàn),EDTA與溶液中Fe2+、Fe3+形成絡(luò)合物后可顯著增加Fe0/O2及Fe2+/O2體系中氧化劑產(chǎn)量,從而提高污染物的降解效率[6-11],原因包括:(1)絡(luò)合物可提高Fe2+、Fe3+的溶解性,避免Fe2+和Fe3+的共沉降與金屬表面的鈍化.EDDS為EDTA的同分異構(gòu)個(gè)體,是環(huán)境友好型絡(luò)合劑,可以促進(jìn)Fenton反應(yīng),但本身也是一種易降解的目標(biāo)污染,因此需要研究EDDS投加量的影響.

由圖4可以看出, EDDS的添加大大提高了反應(yīng)的效率.4-CP的降解效率隨著EDDS投加量的增加逐漸增大,當(dāng)EDDS的投加量為0.1mmol/L時(shí),反應(yīng)4h后4-CP的降解率只有35%左右,而EDDS投加量在1.5mmol/L以上時(shí),反應(yīng)4h后4-CP的降解率幾乎可以達(dá)到90%以上.

圖4 EDDS的投加量對(duì)4-CP去除效果的影響

2.5 4-CP初始濃度的影響

選定合適的目標(biāo)污染物濃度不僅可以得到好的實(shí)驗(yàn)結(jié)果,對(duì)于試驗(yàn)方法的工業(yè)應(yīng)用和推廣也有一定的參考意義.由圖5可知,4-CP污染物初始濃度越大,其降解速率越快,經(jīng)過(guò)2h反應(yīng),100mg/L的4-CP能夠完全降解,而50mg/L的4-CP只能降解90%,這是因?yàn)楫?dāng)Fe0和Al0反應(yīng)位充足時(shí),污染物的濃度越大,其反應(yīng)動(dòng)力越大.

圖5 不同初始濃度對(duì)4-CP降解的影響

2.6 ROS的原位產(chǎn)生及EDDS的強(qiáng)化作用

由圖6可知,Al0/O2體系中生成H2O2后,其類Fenton反應(yīng)產(chǎn)生·OH的過(guò)程較慢,會(huì)產(chǎn)生H2O2的累積,Fe0、Fe0-Al0和EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0體系中H2O2作為一種活性氧中間體快速轉(zhuǎn)化為×OH而難以捕捉到,但兩種雙金屬體系中均可以觀測(cè)到×OH的信號(hào),且EDDS的加入使得反應(yīng)體系中的×OH信號(hào)更加強(qiáng)烈(圖7).因此,EDDS提高了Fe0-Al0雙金屬體系的高級(jí)氧化能力.

圖6 H2O2在不同體系中的生成曲線

圖7 ESR光譜測(cè)定EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0雙金屬體系中的×OH

(a): Fe0-Al0; (b) EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0

苯甲酸(BA)與·OH反應(yīng)后生成有機(jī)物自由基,進(jìn)一步被氧化生成羥基化產(chǎn)物:o-HBA、m-HBA和p-HBA,在足量BA存在下,·OH幾乎不進(jìn)一步與羥基化產(chǎn)物發(fā)生反應(yīng),因此,可以用其中一種羥基化產(chǎn)物p-HBA濃度來(lái)反映試驗(yàn)中累計(jì)產(chǎn)生的·OH濃度[17],其計(jì)算公式為累計(jì)產(chǎn)生的[·OH]=5.87×[p-HBA].圖8描述了單純Al0/O2、Fe0/O2、Al0-Fe0/O2和EDDS強(qiáng)化Al0-Fe0/O2四種體系中p-HBA產(chǎn)生量隨時(shí)間變化,與圖1中4-CP的降解效果基本相似.但單純Fe0體系產(chǎn)生的×OH要多于單純Al0,證實(shí)了前面所述,Al0/O2體系中生成H2O2后,其類Fenton反應(yīng)產(chǎn)生·OH的過(guò)程較慢,成為Al0/O2體系氧化降解有機(jī)污染物的控制反應(yīng).EDDS的加入顯著提高了體系的高級(jí)氧化能力.

圖8 羥基化產(chǎn)物p-HBA在不同體系中的生成曲線尤其是EDDS增強(qiáng)的Fe0-Al0系統(tǒng)

叔丁醇(Tert-butanol, TBA)是一種公認(rèn)的×OH自由基捕捉劑,其與×OH的KHO×/TBA為3.8×108~7.6×108L/(mol×s),因此,加入TBA后,4- CP降解速率的下降可以間接反應(yīng)體系中×OH的作用.如圖9所示,在EDDS強(qiáng)化體系中加入10mg/L的TBA時(shí)4-CP降解率大約減少了30%左右,增加TBA的濃度至20mg/L時(shí),4-CP的降解率又進(jìn)一步降低了約20%.當(dāng)加入30mg/L的TBA時(shí)4-CP降解率僅15%,說(shuō)明體系中4-CP的降解主要?dú)w因于×OH的高級(jí)氧化作用.

圖9 EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0雙金屬體系中叔丁醇對(duì)4-CP去除的抑制作用

Fan等[4]研究結(jié)果表明,EDTA作為絡(luò)合劑,與反應(yīng)體系中的Al3+絡(luò)合不能改變分子氧的活化途徑,而與Fe2+絡(luò)合可以改變反應(yīng)體系活化分子氧產(chǎn)生ROS的途徑.EDDS與EDTA屬于同分異構(gòu)體,在結(jié)構(gòu)上均有兩個(gè)氨基和四個(gè)羧基,其絡(luò)合作用均來(lái)自這兩種基團(tuán),因此,EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2體系產(chǎn)生ROS的機(jī)理如下:

圖10 EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0分子氧活化示意

綜上所述,在Fe0-Al0/O2體系中可以發(fā)生O2的二電子還原產(chǎn)生H2O2的反應(yīng),但Fe0和Al0的反應(yīng)仍以吸氧腐蝕最終還原為H2O的反應(yīng)為主,所以體系的氧化能力較低.當(dāng)體系中加入EDDS后,EDDS與Al3+的絡(luò)合物不能改變分子氧的還原途徑,而FeII(EDDS)可以提高分子氧二電子還原為H2O2的能力;另外EDDS還能絡(luò)合Fe3+,能夠防止Fe3+生成Fe(OH)3沉淀累積在Fe0表面,使得界面反應(yīng)能夠順利進(jìn)行.

2.7 4-CP的降解動(dòng)力學(xué)與途徑

對(duì)污染物降解的動(dòng)力學(xué)研究,國(guó)內(nèi)外經(jīng)常利用準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行線性擬合,即將污染物濃度取對(duì)數(shù)后,對(duì)反應(yīng)時(shí)間進(jìn)行線性回歸,如圖11所示,4-CP在EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2反應(yīng)體系中的降解遵循準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué),最優(yōu)條件下,其反應(yīng)速率常數(shù)為0.0332min-1.相較于類Fenton體系 (Fe3O4/H2O2)中4-CP的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)的單位至少為day-1,以及傳統(tǒng)Fenton體系(Fe2+/H2O2)中4-CP的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)一般為0.3~0.5min-1左右[18],本體系可以通過(guò)還原水溶液中溶解氧原位產(chǎn)生H2O2和×OH,實(shí)現(xiàn)4-氯酚的氧化降解,其對(duì)4-氯酚的降解速率約為Fe@Fe2O3納米線―O2降解速率的10倍左右,與外加超聲能量反應(yīng)體系US/Fe/EDDS –O2降解4-氯酚的反應(yīng)速率常數(shù)為同一數(shù)量級(jí).

圖11 4-CP的降解動(dòng)力學(xué)擬合

4-CP的毒性主要來(lái)源于它的氯代原子,因此也對(duì)EDDS強(qiáng)化體系的脫氯能力進(jìn)行了分析.由圖12可以看到4-CP是逐漸釋放Cl-的,在溶液中能檢測(cè)到的C1-有16.636mg/L.將所有Al-Fe金屬粉末在系統(tǒng)內(nèi)反應(yīng)4h后,溶解于4mol/L H2SO4,最終可以測(cè)到27.35mg/L C1-(占理論C1元素的質(zhì)量的99.02%).因此,在反應(yīng)體系中C1-能被完全脫除.

表1 Fe0-Al0-EDDS體系與文獻(xiàn)中相似催化劑對(duì)有機(jī)污染物降解情況的比較

圖12 4-CP的脫氯

根據(jù)Liu等[20]的研究結(jié)果,4-CP在曝氣Al-Fe雙金屬體系內(nèi)的降解應(yīng)當(dāng)走4-氯代鄰苯二酚路徑,而在EDTA強(qiáng)化反應(yīng)體系中4-CP的降解過(guò)程包含鄰苯二酚和鹵代鄰苯二酚兩種路徑.而EDDS作為EDTA的同分異構(gòu)體,其強(qiáng)化反應(yīng)體系中4-CP的降解究竟遵循什么路徑？本節(jié)主要檢測(cè)了4-CP的可能降解產(chǎn)物:對(duì)苯二酚(hydroquinone)和4-氯代鄰苯二酚(4- chlorocatechol),以此確定EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2反應(yīng)體系中4-CP的氧化降解,結(jié)果如圖13所示.

圖13 反應(yīng)過(guò)程中對(duì)苯二酚和4-氯代鄰苯二酚的變化

在反應(yīng)過(guò)程中對(duì)苯二酚和4-氯代鄰苯二酚均檢測(cè)到.對(duì)二苯酚在反應(yīng)30min時(shí)濃度約7mg/L而后逐漸減少直至消失,如圖11所示.然而,4-氯代鄰苯二酚濃度在反應(yīng)開始半小時(shí)后快速增加,到60min時(shí)到達(dá)最大值約為6.5mg/L,而后逐漸消失,見圖13.則這兩種物質(zhì)均為為中間產(chǎn)物,因此可以斷定,在EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0/O2反應(yīng)體系中,4-CP的降解也符合氧化降解的經(jīng)典路徑.

3 結(jié)論

3.1 與傳統(tǒng)的Fenton反應(yīng)不同,EDDS強(qiáng)化Fe0-Al0雙金屬體系在pH值2.5~9.0范圍內(nèi)都有高級(jí)氧化作用,最優(yōu)條件下可使體系對(duì)4-CP的降解速率提高9倍.

3.2 隨Fe0:Al0質(zhì)量比增加4-CP的去除率先增大后減小,最佳質(zhì)量比為4:1;隨EDDS投加量和4-CP初始濃度增加,4-CP的去除率增大;在初始pH=2.5、Fe0=8g/L、Al0=2g/L、EDDS=1.5mmol/L條件下100mg/L 4-CP反應(yīng)3h后幾乎能夠全部降解,其表觀一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)為0.0332min-1.

3.3 常溫常壓下,EDDS能與Fe2+絡(luò)合進(jìn)一步促進(jìn)Fe0的腐蝕生成Fe2+從而促進(jìn)體系中自發(fā)產(chǎn)生H2O2,繼而產(chǎn)生×OH,實(shí)現(xiàn)4-CP的氧化去除,Cl-能全部被脫除.

[1] Ma L M, Zhang W X. Enhanced biological treatment of industrial wastewater with bimetallic zero-valent iron [J]. Environ. Sci. Technol., 2008,42(15):5384-5389.

[2] Bokare A D, Choi W. Zero-valent aluminum for oxidative degradation of aqueous organic pollutants [J]. Environ. Sci. Technol., 2009,43(18):7130-7135.

[3] Liu X, Fan J H, Ma L M. Elimination of 4-chlorophenol in aqueous solution by the bimetallic Al–Fe/O2at normal temperature and pressure [J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 236:274-284.

[4] Fan J H, Liu X, Ma L M. EDTA enhanced degradation of 4- bromophenol by Al0–Fe0–O2system, Chemical Engineering Journal, 2015,263:71–82.

[5] Fan J H, Wang H W, Ma L M. Oxalate-assisted oxidative degradation of 4-chlorophenol in a bimetallic, zero-valent iron– aluminum/air/water system [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016,23(16):16686-16698.

[6] Feitz A J, Joo S H, Guan J, et al. Oxidative transformation of contaminants using colloidal zero-valent iron [J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2005, 265(1):88-94.

[7] Keenan C R, Sedlak D L. Ligand-enhanced reactive oxidant generation by nanoparticulate zero-valent iron and oxygen [J]. Environ. Sci. Technol., 2008,42(18):6936-6941.

[8] Noradoun C, Engelmann M D, McLaughlin M, et al. Destruction of chlorinated phenols by dioxygen activation under aqueous room temperature and pressure conditions [J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2003,42(21):5024-5030.

[9] Zhou T, Lim T T, Li Y, et al. The role and fate of EDTA in ultrasound-enhanced zero-valent iron/air system [J]. Chemosphere, 2010,78(5):576-582.

[10] Zhou T, Lu X, Wang J, et al. Rapid decolorization and mineralization of simulated textile wastewater in a heterogeneous Fenton like system with/without external energy [J]. Journal of hazardous materials, 2009,165(1):193-199.

[11] Englehardt J D, Meeroff D E, Echegoyen L, et al. Oxidation of aqueous EDTA and associated organics and coprecipitation of inorganics by ambient iron-mediated aeration [J]. Environmental science & technology, 2007,41(1):270-276.

[12] Rivero-Huguet M, Marshall W D. Scaling up a treatment to simultaneously remove persistent organic pollutants and heavy metals from contaminated soils [J]. Chemosphere, 2011,83(5):668-673.

[13] Yan D, Lo I. Enhanced multi-metal extraction with EDDS of deficient and excess dosages under the influence of dissolved and soil organic matter [J]. Environmental Pollution, 2011,159(1):78-83.

[14] Salati S, Quadri G, Tambone F, et al. Fresh organic matter of municipal solid waste enhances phytoextraction of heavy metals from contaminated soil [J]. Environmental Pollution, 2010, 158(5):1899-1906.

[15] Zhou T, Li Y, Ji J, et al. Oxidation of 4-chlorophenol in a heterogeneous zero valent iron/ H2O2Fenton-like system: Kinetic, pathway and effect factors [J]. Separation and Purification Technology, 2008,62(3):551-558.

[16] Zhao J, Zhang Y, Quan X, et al. Enhanced oxidation of 4-chlorophenol using sulfate radicals generated from zero-valent iron and peroxydisulfate at ambient temperature [J]. Separation and Purification Technology, 2010,71(3):302-307.

[17] Pang S Y, Jiang J, Ma J. Oxidation of sulfoxides and arsenic (III) in corrosion of nanoscale zero valent iron by oxygen: evidence against ferryl ions (Fe (IV)) as active intermediates in Fenton reaction [J]. Environmental Science and Technology, 2010,45(1):307-312.

[18] 周 濤.氯酚類物質(zhì)在零價(jià)鐵強(qiáng)化還原/氧化體系中的降解研究[D]. 武漢:華中科技大學(xué), 2008:68-284.

[19] Ai Z H, Gao Z T, Zhang L Z, et al. Core–Shell Structure Dependent Reactivity of Fe@Fe2O3Nanowires on Aerobic Degradation of 4-Chlorophenol [J]. Environmental science and technology, 2013,47(10):5344-5352.

Enhanced bimetallic Fe0-Al0/O2system by EDDS for degradation of aqueous 4-CP.

LIU Xia, FAN jin-hong*

(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse,Tongji University, Shanghai 200092, China)., 2018,38(5)：1704~1711

The green advanced oxidation process of Fe0-Al0/O2enhanced by ethylenediamine disuccinic acid (EDDS) was applied to generating reactive oxygen species (ROS) of H2O2and×OH by the O2spontaneous reduction at normal temperature and pressure. The simulated 4-CP wastewater was degraded in this study. The effects of the initial pH, the mass ratio of Fe0to Al0, the EDDS dosage and initial 4-CP concentration were investigated in the process. The insitu -generation of H2O2and×OH as well as the oxidative mechanism of 4-CP degradation were proved by electron spin resonance (ESR), benzoic capturing, oxygen stripping and 4-CP degradation products. The results show that 4-CP degradation efficiency in the Fe0-Al0/O2system enhanced by EDDS decreases with the initial pH increasing and remains pleasurable in the pH range of 2.5~9. With the mass ratio of Fe0and Al0increasing, the removal rate of 4-CP increases first and then decreases, and the best mass ratio of Fe0to Al0was 4:1. The removal rate of 4-CP increases with EDDS dosage and the initial 4-CP concentration. EDDS was found to have improved 4-CP removal rate by 9times. The complete 4-CP removal and dechlorination were achieved within 3h at nitial pH of 2.5, EDDS dosage of 1.5mmol/L, Fe0:Al0(:) of 4:1and initial 4-CP concentration of 4-CP of 100mg/L.

Fe0-Al0/O2system; Reactive oxygen species (ROS)；EDDS；Fenton；Degradation mechanisms

X703

A

1000-6923(2018)05-1704-08

2017-10-09

上海市自然科學(xué)基金(18ZR1440800)

* 責(zé)任作者, 副教授, jinhongfan@#edu.cn

劉 霞(1971-),女,江西南昌人,高級(jí)工程師,博士,主要從事水污染控制研究.發(fā)表論文10余篇.