水体系中Fe(Ⅱ)/K2S2O8降解敌草隆的研究

在初始pH 7.0的Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中,分别研究了K2S2O8和Fe(Ⅱ)初始浓度以及Fe(Ⅱ)分批加入对敌草隆降解的影响,结果表明,在pH 7.0,K2S2O8和Fe(Ⅱ)初始浓度分别为2.0mmol·l-1和1.0mmol·l-1时,反应300min后,0.1mmol·l-1敌草隆的降解率达到40.0%,Fe(Ⅱ)分批加入能够促进敌草隆的降解.另外,通过对Fe(Ⅱ)/K2S2O8,EDTA-Fe(Ⅱ)/K2S2O8,柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8以及K2S2O3-Fe(Ⅱ)/K2S2O8四种Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系的对比研究,发现在Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中,加入Fe(Ⅱ)的螯合剂EDTA和柠檬酸以及还原剂K2S2O3能够明显促进敌草隆降解.采用分子探针法的竞争实验鉴定了体系中产生的硫酸根自由基.     

Fe(Ⅱ)/生物炭对硝基苯的还原降解

以玉米秸秆、猪粪为原料,在不同温度下制备生物炭,并对其物化性质进行了表征.研究了厌氧条件下,Fe(Ⅱ)/生物炭体系对硝基苯的还原降解,并对降解条件进行了优化,对降解机理进行了讨论.结果表明,在Fe(Ⅱ)/生物炭体系中,Fe(Ⅱ)的还原性显著增强;原料、制备温度、Fe(Ⅱ)初始浓度、p H值都会对Fe(Ⅱ)的还原活性造成影响.其中在p H=7、固水比=1∶500、25℃,Fe(Ⅱ)和硝基苯的初始量分别为12 mmol·L~(-1)和0.08 mmol·L~(-1)的条件下,Fe(Ⅱ)/PBC700可将93%的硝基苯降解,为最佳降解体系.为了揭示Fe(Ⅱ)/生物炭体系还原硝基苯的关键结构与机理,分别研究了生物炭除灰处理和除有机质处理对Fe(Ⅱ)/生物炭体系还原能力的影响.发现两种处理都可使反应加速,由此推断,一方面生物炭灰分中的金属氧化物与Fe(Ⅱ)组成表面结合铁还原系统使Fe(Ⅱ)的还原性增强;另一方面生物炭的类石墨烯片层有机质结构起到了电子传递的作用,也可促进Fe(Ⅱ)对硝基苯的还原.本文为Fe(Ⅱ)还原去除有机污染物发现了一个新的载体.     

亚铁活化过硫酸盐降解水中双氯芬酸钠

研究了Fe~(2+)活化过硫酸盐(PS)对水中双氯芬酸钠(DCF)的降解,调查了pH、Fe~(2+)用量、PS用量、Cl~-、常见过渡金属离子以及常见还原剂对Fe~(2+)/PS降解DCF的影响.结果表明:DCF在pH 2.0—9.0范围内均有一定的去除效果,且pH 3.0时效果最佳;Fe~(2+)与S_2O_8~(2-)的最佳投加摩尔比为1∶1,过量的Fe~(2+)可消耗部分硫酸根自由基从而抑制DCF降解;Cl~-对DCF的降解具有一定的促进作用,且Cl~-浓度越大,促进作用越大;Ce~(3+)和Co~(2+)对DCF的降解几乎没有影响,而Cu~(2+)和Mn~(2+)具有一定的促进作用;抗坏血酸和硫代硫酸钠具有双重作用,在低浓度时对DCF的降解具有促进作用,高浓度时呈现抑制作用,而盐酸羟胺和亚硫酸氢钠在研究的浓度范围内均呈现促进作用.     

μ-H_2O-桥联均相铁(Ⅲ)催化剂的合成及其对邻苯二甲酸二丁酯的降解性能

合成了μ-水桥联的双核铁(Ⅲ)配合物[Fe_2(μ-H_2O)(TS)_4(H_2O)_2]_2Cl_4·4H_2O](μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS)(TS=N,N'-triethylentetramine-salicylideimine;即三乙烯四胺水杨醛亚胺),并以其为催化剂、通过类Fenton反应考察了其对邻苯二甲酸二丁酯(DBP)的催化降解性质.结果表明,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS在可见光条件下即可对DBP进行高效催化降解.采用UV-vis谱监测了μ-H_2O-Fe(Ⅲ)/DBP/可见光体系在加入H_2O_2前后不同时间的光谱,结果表明催化剂的活性位点可能为Fe(Ⅲ)-H_2O-Fe(Ⅲ)中心,形成了有利于H_2O_2活化的Fe(Ⅲ)-H_2O-Fe(Ⅲ)-H_2O_2过渡态,使得·OH可以在可见光作用下便可产生.降解实验研究表明,在pH值3.0—8.0范围内,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS的浓度为1.16—11.56μmol·L-1,H_2O_2的浓度为0.408—40.8 mmol·L-1,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS/H_2O_2/可见光体系均能在5 min内对浓度为14.39—143.88μmol·L~(-1)的DBP实现近100%降解,较普通Fenton反应体系有更宽的pH适用范围.μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS可循环使用,是有优异潜力的水中DBP绿色降解催化剂.     

Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系中Cr(Ⅵ)还原和酸性黄的协同降解

研究了在紫外光照射下,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系同时还原Cr(Ⅵ)和氧化酸性黄.同时,考察了溶液的pH值、Fe(Ⅲ)的浓度、柠檬酸盐(cit3-)的浓度、酸性黄(AY)的浓度以及Cr(Ⅵ)的初始浓度对反应速率的影响.分析了光反应动力学.研究结果表明,Cr(Ⅵ)的光还原和酸性黄的氧化互相促进,具有协同效应;Cr(Ⅵ)光还原的初始速率和酸性黄氧化的初始速率随着Fe(Ⅲ)的浓度、柠檬酸盐的浓度、酸性黄的浓度以及Cr(Ⅵ)的初始浓度的增加而增大;Cr(Ⅵ)的光还原和酸性黄光氧化的表观动力学方程分别为:-dCCr(Ⅵ)/dt=0.1123[Cr(Ⅵ)]0.16[Fe(Ⅲ)]0.4[cit3-]0.11[AY]0.37,-dCAY/dt=0.0916[Cr(Ⅵ)]0.72[Fe(Ⅲ)]0.74[cit3-]0.42[AY]0.3.     

Ferron逐时络合比色法测定Fe（Ⅲ）溶液聚合物的形态

本文研究用Ferron逐时络合比色测定法把Fe(Ⅲ)区分为Fe(a),Fe(b)和Fe(c)三种不同聚合程度的形态.Fe(a)为单核铁化合物,瞬间可与Ferron反应;Fe(b)为过渡性低聚物,可逐渐与Ferron反应;Fe(c)为较稳定的高聚物,基本不与Ferron反应. 实验结果表明Fe(Ⅲ)的水解和聚合较之Al(Ⅲ)快得多.熟化两周后,溶液接近准平衡,Fe(b)转化为Fe(c)后消失,Fe(a)略有降低,而Fe(a)/Fe(c)趋近于一常数.当OH/Fe升高时,Fe(a)降低,而Fe(b)显著增加,熟化后,处于准平衡的Fe(a)/Fe(c)也降低. Ferron络合定时测定法是一种简便而有效的区分Fe(Ⅲ)聚合物形态的方法.     

雌二醇在铁(Ⅲ)-草酸盐配合物体系中的光降解

以125W高压汞灯为光源,研究了水中雌二醇(E2)在铁(Ⅲ)-草酸盐体系中的光降解;考查了初始pH值、铁(Ⅲ)/草酸盐配比、E2初始浓度对E2光降解的影响.结果表明,铁(Ⅲ)/草酸盐体系能引发E2光降解.在pH=3·50,Fe(Ⅲ)/草酸盐配比为10·0/120·0μmol·l-1时,2mg·l-1E2光照160min可降解48·0%.在pH3·0—6·0范围内,pH值为3·0—4·0时E2降解率较高;在2·0—10·0mg·l-1范围内,光降解效率随水溶液中E2初始浓度的增加而降低.     

Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)在弱酸性条件下对大肠杆菌的毒性和致毒机制

比较了弱酸性条件下Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)单独或加入抗坏血酸(L-AscA)对大肠杆菌(E.coli)的毒性,深入分析了Cu(Ⅱ)/L-AscA体系的特性;通过电子自旋共振(ESR)定量分析羟基自由基(.OH)浓度以分析其毒性机理.结果表明,pH 4.0下L-AscA促进了Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)而非Cr(Ⅲ)的毒性,三者毒性Cu(Ⅱ)>Cr(Ⅲ)>Fe(Ⅲ).通常被认为无毒的Cr(Ⅲ)却在0.2 mmol.L-1,pH 4.0时表现出了很高的杀菌率.与0.01%L-AscA共存时,Cu(Ⅱ)为200、20μmol.L-1和2、0.2μmol.L-1下,E.coli的存活率分别在30 min和2 h内迅速降至零,且该体系对自然水体中分离所得的其它7种菌株同样具有明显的制御作用.ESR结果表明L-AscA的加入使200μmol.L-1Cu(Ⅱ)反应体系的.OH浓度约提高两倍,.OH浓度呈Cu(Ⅱ)浓度依赖.但在Fe(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)/L-AscA体系中未检测到.OH,表明三者对细胞的致毒机制存在明显差异.     

铁源对Fe/ZSM-5催化剂氨选择性催化还原NO的影响

采用浸渍法,在相同的铁含量条件下,以硝酸铁、氯化亚铁、硫酸亚铁为前驱体制备了3种不同铁源Fe/ZSM-5分子筛催化剂.研究了铁源对Fe/ZSM-5催化剂NH_3-SCR活性的影响,并采用X射线衍射(XRD)、比表面积和孔结构(BET)、X射线光电子能谱(XPS)、氢气程序升温还原(H_2-TPR)及氨程序升温脱附(NH_3-TPD)等表征手段对催化剂的结构和理化性质进行测定.结果表明,不同的铁源对Fe/ZSM-5催化剂低温段(低于350℃)的NH_3-SCR催化性能影响较大,其低温活性顺序为:Fe(Cl)/ZSM-5 Fe(S)/ZSM-5 Fe(N)/ZSM-5.以氯化亚铁为铁源的Fe(Cl)/ZSM-5催化剂取得最佳的NH_3-SCR催化活性,在233℃时NO转化率达到90%.表征结果表明,样品Fe(Cl)/ZSM-5中形成了最多的孤立Fe~(3+)物种及中酸位数量.孤立Fe~(3+)物种有利于增强Fe/ZSM-5催化剂的低温还原性能,改性过程中形成的中等强度酸性位有利于提高催化剂低温NH_3-SCR催化性能.     

水溶液中活性成分对壬基酚聚氧乙烯醚光降解的影响

采用长波紫外灯(UV365)和模拟日光灯研究光化学活性成分对水溶液中壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)光降解效率的影响,并讨论了光降解导致NPEOs成分分布的变化.研究表明,在UV365辐射下,亚硝酸根,Fe(Ⅲ),H2O2和腐殖酸(HA)等的存在对NPEOs96h的降解效率有较明显的促进作用;在模拟日光下,Mn(Ⅱ),Fe(Ⅲ),H2O2等对NPEOs的光降解也有一定的促进,而此条件下HA的存在则表现为对光降解的抑制作用.此外,还考察了NPEOs在不同比例的Fe(Ⅲ)-HA和Fe(Ⅲ)-H2O2复合体系中的光降解效率.除了导致光降解效率的提高外,活性成分的存在也会导致降解后NPEOs成分分布的变化.以在UV365辐射下为例,H2O2(1000 μmol·l-1)或Fe(Ⅲ)(10和100 μmol·l-1)的加入使反应后短链NPEOs所占比例从初始的22.52%明显提高至29.75%,29.89%和51.89%.这种成分分布的变化可能是由于长链NPEOs在降解过程中发生EO链衰减,从而使短链NPEOs成为其降解中间产物;或是由于长链NPEOs比其短链同系物具有更高的敏化降解速率所导致的.