催化反硝化脫氮效果及反應(yīng)機(jī)制的研究

云玉攀,苗志加,王曉磊,王偉燕,于海濤

催化反硝化脫氮效果及反應(yīng)機(jī)制的研究

云玉攀1,2,苗志加1,王曉磊3,王偉燕3,于海濤2*

(1.河北地質(zhì)大學(xué),河北省水資源可持續(xù)利用與產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)優(yōu)化協(xié)同創(chuàng)新中心,河北 石家莊 050031；2.河北師范大學(xué)化學(xué)與材料科學(xué)學(xué)院,河北省有機(jī)功能分子重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,河北 石家莊 050024；3.河北粵海水務(wù)集團(tuán)有限公司,河北省污水治理與資源化技術(shù)創(chuàng)新中心,河北 石家莊 050031)

為解決水體中的硝酸鹽氮污染,提出了零價(jià)鐵(Fe0)耦合Pd-Cu催化劑的新型催化反硝化法去除水體中的硝酸鹽氮.分別從催化反硝化操作參數(shù)的優(yōu)化、反應(yīng)機(jī)理及動(dòng)力學(xué)等方面進(jìn)行深入探討.結(jié)果發(fā)現(xiàn),用響應(yīng)面曲線法對(duì)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行設(shè)計(jì)及分析,篩選的最佳操作條件為:溶液pH為5.0、反應(yīng)時(shí)間為135min、活性組分Pd:Cu 質(zhì)量比為3.1、Fe0投加量為3.1g/L.在此實(shí)驗(yàn)條件下,催化反硝化的氮?dú)廪D(zhuǎn)化率可達(dá)到74.6%. 催化反應(yīng)中, Fe0在催化反應(yīng)中作為電子供體存在.催化劑載體負(fù)載的活性組分Pd、Cu在催化反應(yīng)中發(fā)揮著重要的作用.催化劑載體的物理化學(xué)特性(如多孔結(jié)構(gòu)、比表面積、吸附性能等)很大程度上影響著催化反硝化效果.通過控制溶液適宜的pH值、對(duì)催化劑載體進(jìn)行酸洗處理、改變催化劑活性組分等方法可以一定程度上提高催化反硝化N2轉(zhuǎn)化率.催化反硝化反應(yīng)遵循Langmuir-Hinshelwood一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律.該催化反應(yīng)是一個(gè)典型的多級(jí)反應(yīng)過程.一定濃度的HCl溶液和NaOH溶液能使催化劑再生,提升催化劑的催化效果.

水污染；硝酸鹽氮；催化反硝化；響應(yīng)面曲線法；Langmuir-Hinshelwood模型

目前,水體中硝酸鹽氮污染日益加劇,當(dāng)水體中的硝酸鹽氮含量較高時(shí),會(huì)引起水體中的營(yíng)養(yǎng)元素含量失衡,使藻類及其他浮游生物大量生長(zhǎng),導(dǎo)致水體的富營(yíng)養(yǎng)化,從而破壞水生態(tài)環(huán)境.此外,硝酸鹽氮若被人體大量吸收,會(huì)引起高血壓、心臟病等疾病[1].

我國污水處理廠多采用傳統(tǒng)的生物處理工藝,即分別通過氨化、硝化及反硝化等生物處理過程來達(dá)到脫氮的目的[2].但傳統(tǒng)工藝也存在著一些問題,如硝化階段需要曝氣,耗能較大[3];反硝化階段需要外加碳源,導(dǎo)致投資成本較高,碳排放量增加[4];工藝處理效率不足,脫氮效果不穩(wěn)定等[5].隨著水污染的加劇及水資源的短缺,污水排放標(biāo)準(zhǔn)日趨嚴(yán)格,污水廠面臨達(dá)標(biāo)排放及節(jié)能降耗、低碳減排的巨大挑戰(zhàn)[6].因此,研發(fā)經(jīng)濟(jì)、環(huán)保、可持續(xù)的污水脫氮技術(shù)迫在眉睫.

催化反硝化技術(shù)是近些年興起的一項(xiàng)去除硝酸鹽氮的新技術(shù).國外研究者首先提出,以H2等作為還原劑,在雙金屬催化劑的作用下,可有效的將水體中的硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化為N2,從而真正意義上實(shí)現(xiàn)水體中氮素的去除[7].由于該技術(shù)操作簡(jiǎn)單、反應(yīng)周期短、易于管理等優(yōu)點(diǎn),其被認(rèn)為是未來最有發(fā)展前景的反硝化脫氮技術(shù)[8].但H2作為反應(yīng)的還原劑時(shí),其在水體中溶解性不高,而且不易儲(chǔ)存、運(yùn)輸,存在一定的安全隱患.另外,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,系統(tǒng)pH值會(huì)升高,導(dǎo)致催化反硝化效果下降,N2的轉(zhuǎn)化率降低[9].對(duì)此,有學(xué)者提出以H2為還原劑的同時(shí)通入CO2,以對(duì)逐漸升高的pH值起到良好的緩沖作用[10];有學(xué)者[11]則提出以甲酸為還原劑,其溶于水可分解為H2和CO2,既能提供催化反應(yīng)所需的H,又能中和反應(yīng)生成的OH-,從而保證較好的脫氮效果.但以甲酸為還原劑時(shí),其分解往往不完全,從而易造成二次污染.我國學(xué)者在替代還原劑方面進(jìn)行了大量的研究.朱艷芳等[12]以甲酸鈉作為還原劑,對(duì)催化還原硝酸鹽氮進(jìn)行了實(shí)驗(yàn)研究,發(fā)現(xiàn)有一定的脫氮效果,但N2轉(zhuǎn)化率不高.

鑒于此,在相關(guān)研究基礎(chǔ)上,本課題組選擇零價(jià)鐵(Fe0)作為催化反硝化的替代還原劑,提出以Fe0協(xié)同Pd-Cu雙金屬催化劑的新型催化反硝化法去除水體中硝酸鹽氮.本研究探索性的對(duì)新型催化反硝化脫氮的最優(yōu)反應(yīng)條件、反應(yīng)機(jī)制、反應(yīng)動(dòng)力學(xué)及催化劑如何再生等進(jìn)行了深入探討,以期建立合理的催化反硝化法脫氮體系,從而為污水中硝酸鹽氮的高效去除提供一定的技術(shù)參考和理論支持.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

還原劑:還原性鐵粉(<0.07nm, >98%, AR),催化劑:用Pd、Cu作為活性組分,新型材料硅藻土、高嶺土、SiO2、γ-Al2O3等作為載體制備而成.各材料的掃描電鏡(SEM)和X射線能量散射光譜(EDS)分析如下圖1所示.為考察復(fù)合載體催化劑的催化效果,從以上材料中選取其中的幾種,兩兩組合制得Pd- Cu復(fù)合載體催化劑.

a: 硅藻土, b: SiO2, c: 高嶺土, d: γ-Al2O3, e: 硅藻土-γ-Al2O3

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 反應(yīng)條件優(yōu)化試驗(yàn) 以某污水處理廠的二級(jí)出水作為試驗(yàn)用水,水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.具體試驗(yàn)方案如下:催化反硝化操作條件優(yōu)化研究.用響應(yīng)面分析法(RSM)對(duì)催化反硝化試驗(yàn)進(jìn)行設(shè)計(jì)及數(shù)據(jù)分析,篩選更為精確的最佳反應(yīng)參數(shù).

1.2.2 反應(yīng)機(jī)理及動(dòng)力學(xué)試驗(yàn) 通過對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的分析、解讀和推斷,重點(diǎn)對(duì)催化反硝化的反應(yīng)機(jī)制及動(dòng)力學(xué)進(jìn)行研究.(1)催化反硝化機(jī)理研究.重點(diǎn)探討還原劑零價(jià)鐵、催化劑活性組分及載體在催化反硝化反應(yīng)中的重要作用,建立催化反硝化脫氮的反應(yīng)機(jī)制;(2)動(dòng)力學(xué)分析.基于催化反硝化的反應(yīng)機(jī)制,重點(diǎn)對(duì)動(dòng)力學(xué)模型、催化還原過程的動(dòng)力學(xué)等進(jìn)行探討和分析.

試驗(yàn)時(shí),用蠕動(dòng)泵將污水抽入1L的有機(jī)玻璃反應(yīng)器內(nèi),向反應(yīng)器中加入一定質(zhì)量的Fe0及催化劑.將反應(yīng)器置于磁力攪拌器上,通過反應(yīng)器內(nèi)置的轉(zhuǎn)子來進(jìn)行攪拌,以達(dá)到反應(yīng)所需的良好傳質(zhì)效果.

表1 試驗(yàn)用水水質(zhì)

根據(jù)以上試驗(yàn)方案進(jìn)行試驗(yàn),試驗(yàn)完成后取水樣進(jìn)行測(cè)定.測(cè)定的水質(zhì)指標(biāo)主要有pH、總氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮等.催化反硝化脫氮效果主要以氮?dú)?N2)轉(zhuǎn)化率(%)來衡量.

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)條件優(yōu)化試驗(yàn)

響應(yīng)面分析法(RSM) 可用于實(shí)驗(yàn)的設(shè)計(jì)、影響因素的效果評(píng)估及最優(yōu)條件篩選等[13].其優(yōu)點(diǎn)在于通過選取合理的模型對(duì)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行設(shè)計(jì),以較少次數(shù)的實(shí)驗(yàn),得出更為準(zhǔn)確的最優(yōu)操作條件[14].利用軟件Minitab 19,設(shè)計(jì)Box-Behnken 實(shí)驗(yàn),通過對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)擬合響應(yīng)面模型,得到二次多項(xiàng)回歸式,進(jìn)而分析預(yù)測(cè)最佳的催化反硝化操作條件.在前期研究基礎(chǔ)上,選取pH(1)、反應(yīng)時(shí)間(2)、活性組分Pd:Cu 質(zhì)量比(3)、Fe0投加量(4)作為影響催化反硝化N2轉(zhuǎn)化率()的主要因素(見表2),以Pd-Cu/γ-Al2O3-硅藻土為催化反硝化反應(yīng)的催化劑.

各影響因素與N2轉(zhuǎn)化率之間的擬合二次多項(xiàng)回歸模型如下:

=74.67 – 1.421+ 2.752+ 0.503+ 3.504–

7.7111– 2.7122– 4.8333– 3.5844+

0.2512+ 1.0013+ 0.5014+ 0.7523–

0.2524– 0.7534

表2 Box-Behnken試驗(yàn)因素水平表

表3 方差分析結(jié)果

注:2= 92.59%.

由上表3可知,各因素對(duì)(N2轉(zhuǎn)化率)有不同程度的影響.其中,pH (1)、反應(yīng)時(shí)間(2)、Fe0投加量(4)的影響顯著(值<0.05).模型值<0.0001<0.01,說明上述二次多項(xiàng)回歸模型極顯著可靠.值為30.71,失擬為0.17,差異不顯著,且2為92.59%較高,表明此模型與實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)擬合良好,能充分的解釋實(shí)驗(yàn)的指標(biāo),即N2轉(zhuǎn)化率與各影響因素間的關(guān)系.因此,以上所建模型是正確的,可以用此模型對(duì)催化反硝化最優(yōu)操作條件進(jìn)行預(yù)測(cè)[15-16].

(a)1與2; (b)1與3; (c)1與4; (d)2與3; (e)2與4; (f)3與4

響應(yīng)曲面圖可用來確定各影響因素的最優(yōu)值.如圖2a所示,隨著pH (1)和反應(yīng)時(shí)間(2)的增加,值(N2轉(zhuǎn)化率)先逐步增大,待達(dá)到最高點(diǎn)后呈逐步下降趨勢(shì).最高點(diǎn)即被認(rèn)為是最優(yōu)點(diǎn),即在此處催化反硝化N2轉(zhuǎn)化率最高.因此,此處對(duì)應(yīng)的影響變量pH (1)和反應(yīng)時(shí)間(2)的數(shù)值即為各自的最佳操作參數(shù)值.而等值線圖中最小橢圓的中心點(diǎn)即為響應(yīng)曲面圖中確定的最優(yōu)點(diǎn).等值線圖中橢圓的形狀可一定程度上反映任意兩因素間的交互作用對(duì)值的影響程度[17].形狀越接近橢圓,說明兩因素的交互作用對(duì)值影響越顯著,反之亦然.如圖中1和2間的交互作用對(duì)N2轉(zhuǎn)化率的影響則為顯著.此外,等值線圖中的不同橢圓區(qū)域被不同的顏色覆蓋,以表示相對(duì)應(yīng)的值(N2轉(zhuǎn)化率).

由以上可知,各因素間均存在最佳交互水平,且存在一個(gè)最大預(yù)測(cè)值.對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析后,模型預(yù)測(cè)的催化反硝化最優(yōu)條件為:溶液pH為5.0、反應(yīng)時(shí)間為135min、活性組分Pd:Cu 質(zhì)量比為3.1、Fe0投加量為3.1g/L.在此條件下,預(yù)測(cè)的催化反硝化的氮?dú)膺x擇性為73.3%.對(duì)預(yù)測(cè)的最優(yōu)條件進(jìn)行驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),在此實(shí)驗(yàn)條件下,催化反硝化的氮?dú)廪D(zhuǎn)化率可達(dá)到74.6%,高于單因素方法設(shè)計(jì)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果(68.6%)和正交實(shí)驗(yàn)法設(shè)計(jì)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果(70.2%),見表4.

表4 不同實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)下的N2轉(zhuǎn)化率

2.2 反應(yīng)機(jī)理研究

(1)零價(jià)鐵(Fe0)作用

在催化反硝化反應(yīng)中,還原劑Fe0的作用為電子供體,其在酸性條件(H+)下失去電子,從而觸發(fā)催化反硝化反應(yīng)的發(fā)生[18].對(duì)反應(yīng)前后的Fe0進(jìn)行X射線衍射分析,如圖3所示,催化反硝化反應(yīng)后,Fe0的表面有Fe3O4及Fe2O3生成.對(duì)反應(yīng)后的水體進(jìn)行檢測(cè),發(fā)現(xiàn)有Fe2+和Fe3+生成.

圖3 反應(yīng)前后,Fe0的XRD圖

(2)Pd、Cu作用

催化還原反應(yīng)主要發(fā)生在催化劑負(fù)載的活性組分Pd、Cu的金屬活性位上[19].在催化反硝化反應(yīng)中,Pd起著主要的催化作用,而Cu作為促進(jìn)組分對(duì)Pd起協(xié)同催化作用.Fe0失去的電子可與溶液中的H+結(jié)合,形成活性H.當(dāng)活性H及硝酸鹽氮易吸附于催化劑的金屬(Pd及Cu)活性位上時(shí),在Pd、Cu作用下,硝酸鹽氮可與活性H逐步發(fā)生脫氧反應(yīng)而被去除.催化反應(yīng)過程中,伴隨多種中間產(chǎn)物的產(chǎn)生,如NO2-、NO、NH等,見反應(yīng)原理圖4.其中,NO、NH被認(rèn)為是關(guān)鍵中間產(chǎn)物,其在一定條件下可轉(zhuǎn)化為最終產(chǎn)物N2和NH4+.其反應(yīng)方程式如下所示[20].

圖4 催化反硝化反應(yīng)原理

Fig.4 Schematic of catalytic denitrification

2.3 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)研究

目前,關(guān)于氫氣催化還原硝酸鹽氮的動(dòng)力學(xué)研究相對(duì)較多,而以Fe0為還原劑的新型催化反硝化的動(dòng)力學(xué)研究則相對(duì)較少.普遍認(rèn)為,催化反硝化反應(yīng)符合Langmuir-Hinshelwood動(dòng)力學(xué)模型[21],如下所示:

(1)當(dāng)硝酸鹽氮濃度較低時(shí),其在催化劑表面吸附未飽和,KC<<1,轉(zhuǎn)化后通過積分變換可得一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型:

(2)當(dāng)硝酸鹽氮濃度較高時(shí),其在催化劑表面吸附達(dá)到飽和,KC>>1,轉(zhuǎn)化后通過積分變換可得零級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型:

= -+ 常數(shù) (10)

式中:ν為催化反應(yīng)的總反應(yīng)速率,mg/L·min;、0為初始及時(shí)溶液中NO3-濃度,mg/L;為反應(yīng)速率常數(shù),mg/L·min;為吸附平衡常數(shù),L/mg.

Langmuir-Hinshelwood動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果見表5.由表5可知,一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的相關(guān)性系數(shù)R2范圍在0.9984-0.9991,而零級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的相關(guān)性系數(shù)R2范圍在0.8433-0.9312.因此,相比于零級(jí)動(dòng)力學(xué),一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程能更好的模擬實(shí)驗(yàn)效果,催化反硝化反應(yīng)遵循一級(jí)動(dòng)力學(xué)規(guī)律.Langmuir- Hinshelwood 線性方程為: y=214.3x+0.2364.2= 0.9989.

表5 Langmuir-Hinshelwood動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果

以零價(jià)鐵(Fe0)為還原劑的催化反硝化過程是一個(gè)典型的多相催化反應(yīng)[22].反應(yīng)中伴隨著產(chǎn)物NO2-、N2及NH4+的產(chǎn)生.反應(yīng)過程如圖5所示.

根據(jù)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型,催化反硝化反應(yīng)速率方程如下所示[23]:

式中: k1、k2、k3分別為NO3-轉(zhuǎn)化為NO2-、N2及NH4+的反應(yīng)速率常數(shù),k4、k5則為NO2-轉(zhuǎn)化為NH4+和N2的反應(yīng)速率常數(shù).

以下所用催化劑,其活性組分Pd:Cu質(zhì)量比均為3:1, Pd為5wt%. 研究發(fā)現(xiàn),不同催化劑的催化反硝化速率有較大差異(見表6).Pd-Cu/高嶺土-SiO2的催化反應(yīng)速率則相對(duì)較弱,反應(yīng)速率常數(shù)僅為0.0039.Pd-Cu/硅藻土-γ-Al2O3的催化反應(yīng)速率最高,反應(yīng)速率常數(shù)達(dá)到0.0078,遠(yuǎn)高于其他催化劑的催化反應(yīng)速率常數(shù).此現(xiàn)象可歸因于載體硅藻土及γ-Al2O3獨(dú)特的物理化學(xué)特性.實(shí)驗(yàn)中所用硅藻土為圓篩狀多孔結(jié)構(gòu),比表面積達(dá)273m2/g.γ-Al2O3為納米級(jí)顆粒,多孔結(jié)構(gòu)、吸附性能良好、比表面積較大,達(dá)到293m2/g.將二者制成復(fù)合材料,其比表面積可達(dá)352m2/g.載體的物理化學(xué)特性(多孔結(jié)構(gòu)、比表面積、吸附性能等)很大程度上影響著催化反硝化效果.一方面,其決定了負(fù)載的活性金屬組分(如Pd和Cu)在載體表面的分散程度;另一方面,其控制著反應(yīng)物及相關(guān)產(chǎn)物在催化劑表面的吸附、遷移、轉(zhuǎn)化等過程[24].

另外,在不同催化劑催化作用下,各催化反應(yīng)的1+2+3值都與各自催化反應(yīng)的速率常數(shù)相差不大.這從側(cè)面證明了以零價(jià)鐵(Fe0)為還原劑,輔以Pd-Cu催化劑的催化反硝化是一個(gè)逐步反應(yīng)的多級(jí)反應(yīng)過程.

表6 不同催化劑作用下一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合結(jié)果

2.4 催化劑再生

催化劑使用一定時(shí)間,其催化能力就會(huì)有所下降.基于此,我們對(duì)催化劑的再生進(jìn)行了研究,試驗(yàn)選取Pd-Cu/硅藻土為催化劑.選用不同濃度的NaOH及HCl溶液對(duì)催化劑進(jìn)行再生,試驗(yàn)結(jié)果見圖6.

如圖6所示,不同濃度的NaOH及HCl溶液對(duì)催化劑進(jìn)行酸洗和堿洗,催化劑再生的效果也是不同的.再生前,催化劑Pd-Cu/硅藻土的N2轉(zhuǎn)化率為47%.經(jīng)過酸洗和堿洗后,其催化效果有不同程度的提升,尤其酸洗后其催化效果提升效果顯著.當(dāng)HCl溶液濃度為1mol/L時(shí),酸洗后催化劑催化效果可提升至60%.究其原因,酸洗能有效的清除催化劑表面的雜質(zhì),提高對(duì)NO3-等的吸附性能,從而促進(jìn)其向氮?dú)廪D(zhuǎn)化;酸洗能有效減少硅藻土內(nèi)部的氧化物(主要為CaO、MgO等),提高其表面活性,促進(jìn)對(duì)硝酸鹽氮的吸附和轉(zhuǎn)化;酸洗有助于硅藻土內(nèi)部形成Si-O-H官能團(tuán),促進(jìn)硝酸鹽氮向氮?dú)廪D(zhuǎn)化[25].

圖6 催化劑再生效果

3 結(jié)論

3.1 用響應(yīng)面分析法對(duì)催化反硝化實(shí)驗(yàn)進(jìn)行設(shè)計(jì),并對(duì)得到的數(shù)據(jù)進(jìn)行分析,篩選的最優(yōu)操作條件為:溶液pH為5.0、反應(yīng)時(shí)間為135min、活性組分Pd:Cu 質(zhì)量比為3.1、Fe0投加量為3.1g/L.在此實(shí)驗(yàn)條件下,催化反硝化的氮?dú)廪D(zhuǎn)化率可達(dá)到74.6%.

3.2 在催化反硝化反應(yīng)中,還原劑Fe0作為電子供體存在.催化反應(yīng)發(fā)生在Pd-Cu催化劑的Pd、Cu金屬活性位上.活性組分Pd、Cu在催化反應(yīng)中發(fā)揮著重要的作用.通過控制溶液適宜的pH值、對(duì)催化劑載體進(jìn)行酸洗處理、改變催化劑活性組分等方法可以一定程度上提高催化反硝化N2轉(zhuǎn)化率.

3.3 催化反硝化反應(yīng)遵循Langmuir- Hinshelwood一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律.催化反硝化是一個(gè)典型的多相多級(jí)反應(yīng)過程.

3.4 適當(dāng)濃度的HCl溶液和NaOH溶液能使催化劑再生,提升催化劑的催化效果.

[1] Zhang N, He Y C, Yi X, et al. Rapid start-up of autotrophic shortcut nitrifification system in SBR and microbial community analysis [J]. Environmental Technology, 2022,43(25):4363-4375.

[2] Rahimi S, Modin O, Mijakovic I. Technologies for biological removal and recovery of nitrogen from wastewater [J]. Biotech. Adv., 2020,43:107570.

[3] Rong C, Luo Z B, Wang T J, Guo Y, Kong Z, Wu J. Chemical oxygen demand and nitrogen transformation in a large pilot-scale plant with a combined submerged anaerobic membrane bioreactor and one-stage partial nitritation-anammox for treating mainstream wastewater at 25?C [J]. Bioresource Technology, 2021,341:125840.

[4] 于 妍,劉 寧,廖祖剛,等.鐵型反硝化脫氮技術(shù)研究進(jìn)展 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2022,42(1):83-91. Yu Y, Liu N, Liao Z G, et al. Research progress of iron-type denitrification removal technology [J]. China Environmental Science, 2022,42(1):83-91.

[5] 杜 睿,彭永臻.城市污水生物脫氮技術(shù)變革:厭氧氨氧化的研究與實(shí)踐新進(jìn)展[J]. 中國科學(xué):技術(shù)科學(xué), 2021,51:1-14. Du R, Peng Y Z. Technical revolution of biological nitrogen removal from municipal wastewater: Recent advances in Anammox research and application [J]. Sci. Sin. Tech., 2022,52:389-402.

[6] 沈耀良.城市污水處理工藝:生命周期評(píng)價(jià)[J]. 蘇州科技大學(xué)學(xué)報(bào)(工程技術(shù)版), 2019,32(1):1-9. Shen Y L. Municipal wastewater treatment processes: Life cycle assessment (LCA) [J]. Journal of Suzhou University of Science and Technology (Engineering and Technology), 2019,32(1):1-9.

[7] Zhang Y, Xie Z, Lu C. Study on the electron transfer capability of porphyrin ring and the mechanisms in the catalytic denitrification [J]. Biochemical Engineering Journal, 2021,175:108010.

[8] Mendow G, Sanchez A, Grosso C, et al. A novel process for nitrate reduction in water using bimetallic Pd-Cu catalysts supported on ion exchange resin [J]. J. Environ. Chem. Eng, 2017,5(2):1404-1414.

[9] Kim M, Chung S, Yoo C, et al. Catalytic reduction of nitrate in water over Pd-Cu/TiO2catalyst: Effect of the strong metal-support interaction (SMSI) on the catalytic activity [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2013,142:354-361

[10] Marco D, Pinna F, Strukul G. Nitrate and nitrite hydrogenation with Pd and Pt/SnO2catalysts: the effect of the support porosity and the role of carbon dioxide in the control of selectivity [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2004,(53):161-168.

[11] Garron A, Epron F. Use of formic acid as reducing agent for application in catalytic reduction of nitrate in water [J]. Water Research, 2005,39(13):3073-3081.

[12] 朱艷芳,金朝暉,方 悅,等.催化還原脫除地下水中硝酸鹽的研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006,26(4):567-571. Zhu Y F, Jin C H, Fang Y, et al. Catalytic reduction of itrate in groundwater [J]. Acta Science Circumstantiae, 2006,26(4):567-571.

[13] Haddar W, Elksib I, Meksi N, et al. Valorization of the leaves of fennel (Foeniculum vulgare) as natural dyes fixed on modified cotton: A dyeing process optimization based on a response surface methodology [J]. Ind. Crop. Prod, 2014,52:588-596.

[14] Imran M A, Awais H T. Modelling the properties of one-step pigment-dyed and finished polyester/cotton fabrics using response surface methodology [J]. Coloration Technology, 2016,132(5):414- 420.

[15] Gasemloo S, Khosravi M, Sohrabi M R, et al. Response surface methodology (RSM) modeling to improve removal of Cr (VI) ions from tannery wastewater using sulfated carboxymethyl cellulose nanofilter [J]. J. Clean. Prod., 2019,208:736-742.

[16] Gasemloo S, Khosravim M, Sohrabi M R, et al. Response surface methodology (RSM) modeling to improve removal of Cr (VI) ions from tannery wastewater using sulfated carboxymethyl cellulose nanofilter [J]. J. Clean. Prod., 2019,208:736-742.

[17] Abdullah N, Saidur R, Zainoodin A M, et al. Optimization of electrocatalyst performance of platinumeruthenium induced with MXene by response surface methodology for clean energy application [J]. J. Clean. Prod., 2020,277:123395.

[18] Kim M, Ba S. Immobilization and characterization of Fe(0) catalyst on NaOH-treated coal fly ash for catalytic reduction of p-nitrophenol [J]. Chemosphere, 2018,212:1020-1029.

[19] Li P J, Lin K R, Fang Z Q, et al. Enhanced nitrate removal by novel bimetallic Fe/Ni nanoparticles supported on biochar [J]. J. Clean. Prod., 2017,151:21-33.

[20] Hao S, Zhang H, High Catalytic performance of nitrate reduction by synergistic effect of zero-valent iron (Fe0) and bimetallic composite carrier catalyst [J]. J. Clean Prod., 2017,167:192-200.

[21] Yun Y P, Wen X Y, Liang Z, et al. Study on reaction mechanism and Langmuir-Hinshelwood kinetic model of catalytic denitrification by Fe0and bimetallic catalyst [J]. Journal of Environmental Science and Health, Part A, 2021,56(5):501-507.

[22] Lubphoo Y, Chyan J M, Grisdanurak N, et al. Influence of Pd-Cu on nanoscale zero-valent iron supported for selective reduction of nitrate [J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2016,59: 285-294.

[23] Jiao Z, Zhou Y, Miao Z J, et al. Research on catalytic denitrification by zerovalent iron (Fe0) and Pd-Ag catalyst [J]. Plos One, 2022,17(4): e0266057.

[24] 賀 泓,李俊華,何 洪,等.環(huán)境催化-原理及應(yīng)用[M]. 北京:科學(xué)出版社, 2008. He H, Li J H, He H, et al. Environmental Catalysis-Principles and Applications [M]. Beijing:Science Press, 2008.

[25] Yun Y P, Li Z F, Chen Y H, et al. Elimination of nitrate in secondary effluent of wastewater treatment plants by Fe0and Pd-Cu/diatomite [J]. Journal of Water Reuse and Desalination, 2018,1(8):29-37.

Study on catalytic performance and reaction mechanism of catalytic denitrification.

YUN Yu-pan1,2, MIAO Zhi-jia1, WANG Xiao-lei3, WANG Wei-yan3, YU Hai-tao2*

(1.Hebei Province Collaborative Innovation Center for Sustainable Utilization of Water Resources and Optimization of Industrial Structure, Hebei GEO University, Shijiazhuang 0500312, China；2.Hebei Key Laboratory of Organic Functional Molecules, College of Chemistry and Materials Science, Hebei Normal University,Shijiazhuang 0500312, China；3.Wastewater Treatment and Resource Reusing Technology Innovation Center of Hebei Province,Hebei Yuehai Water Group Co., Ltd., Shijiazhuang 050031, China)., 2023,43(10)：5131～5138

In order to resolve nitrate pollution in water body, the novel catalytic denitrification by synergistic effect of zero-valent iron (Fe0) and Pd-Cu catalyst was proposed. The optimization of operational conditions, reaction mechanism, and kinetic study were further investigated. Results found that using response surface methodology for experimental design and data analyses, 74.6% of N2conversion was obtained under the following optimal conditions: 5.0pH, 135min reaction time, 3.1mass ration (Pd: Cu), and 3.1g/L Fe0. In the catalytic process, Fe0primarily serves as the electron donor. Pd and Cu coated on the carrier play critical roles in catalytic denitrification. Physical-chemical characteristics of carrier (such as porous structure, specific surface area, adsorption ability etc.) dramatically influence the catalytic performance. It’s also found that N2conversion could be greatly improved by controlling solution pH, acid wash of carrier, and replacement of catalyst’s active ingredient. Catalytic reduction of nitrate was better demonstrated by first-order equation of Langmuir-Hinshelwood modeling. Catalytic denitrification has been regarded as the typical multiphase and multistage reaction process. Acid and alkaline wash by certain concentration of HCl or NaOH solution may partially regenerate the catalyst and improve its catalytic performance.

water pollution；nitrate；catalytic denitrification；response surface methodology；Langmuir-Hinshelwood modeling

X703.1

A

1000-6923(2023)10-5131-08

2023-03-09

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(21971054);河北省博士后擇優(yōu)資助項(xiàng)目(B2021005002);河北省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(C2021403002);河北粵海水務(wù)集團(tuán)有限公司深度脫氮技術(shù)研究創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)專項(xiàng)資金資助項(xiàng)目(228790046A);石家莊科學(xué)技術(shù)研發(fā)項(xiàng)目(211790303A)

* 責(zé)任作者,教授, haitaoyu@hebtu.edu.cn

云玉攀(1985-),男,河北石家莊人,講師,博士后,主要從事水污染控制方面研究.發(fā)表論文10篇.yundzdx@126.com.

云玉攀,苗志加,王曉磊,等.催化反硝化脫氮效果及反應(yīng)機(jī)制的研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5131-5138.

Yun Y P, Miao Z J, Wang X L, et al. Study on catalytic performance and reaction mechanism of catalytic denitrification [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5131-5138.