硅基高分散钴氧化物活化亚硫酸盐降解有机污染物的效能

作者:未知

  摘 要:近年来,基于硫酸根自由基(SO4·-)的高级氧化技术(SR-AOPs)迅速发展,高效稳定地产生SO4·-自由基的催化剂及相关机制成为新的研究重点。采用氨水改性吸附焙烧法制备非均相硅基高分散钴氧化物(CoNSi)催化剂,用于活化工业副产物亚硫酸盐(S(IV)),进而以废治污降解污染物。分别研究了不同pH值、不同CoNSi和亚硫酸钠(Na2SO3)投加量、不同橙黄Ⅱ(AO7)浓度以及氧气对底物降解效能的影响,分析了亚硫酸盐浓度和AO7浓度对AO7降解反应初始速率的影响。结果表明:当反应pH值为9.0,CoNSi和Na2SO3投加量分别为0.25 g/L和1.0 mM,AO7浓度为7 mg/L,氧气存在的条件下,AO7的降解率可达到79.4%。此外,序批实验证明了CoNSi活化亚硫酸盐的稳定性,自由基抑制实验证明了SO4·-自由基是降解AO7的主要活性物种。
  關键词: 硫氧根自由基;钴氧化物;亚硫酸盐;橙黄Ⅱ;高级氧化技术
  中图分类号:X703.1    文献标志码:A   文章编号:2096-6717(2020)02-0188-07
       Effect of highly dispersed cobalt oxides based silicon activate sulfite to degrade organic compounds
   Zheng Huaili1a,1b, Xiao Weilong1a, Huang Wenxuan1a, Ding Wei1a,1b, Li Guanxia2, Hu Chao1a
  (1a.College of Environment and Ecology; 1b.Chongqing Engineering Research Center of Water Treatment Coagulant, Chongqing University,Chongqing 400045, P.R.China; 2.Shenzhen Zhunnuo Test Technology Co., Ltd, Shenzhen 518117, Guangdong, P.R.China)
  Abstract:  In recent years, advanced oxidation technology (SR-AOPs) based on sulfate radical (SO4-) is developing rapidly.The catalysts and related mechanisms for the stable and efficient generation of SO4- have been focused by researcher.In this work, the heterogeneous silicon-based highly dispersed cobalt oxide (CoNSi) was synthesized through ammonia modified adsorption roasting method.Moreover, CoNSi was used to activate the industrial by-product sulfite (S(IV)) to achieve the purpose of “waste control by waste”.The effect of pH value, CoNSi and sodium sulfite (Na2SO3) dosages, AO7 concentration, and oxygen on the degradation of AO7 was investigated separately.Furthermore, the effect of sulfite concentration and AO7 concentration on the initial rate of AO7 degradation reaction was analyzed.The results indicated that the degradation efficiency of AO7 in aerobic environment could reach 79.4% under the conditions of initial pH of 9.0, CoNSi of 0.25 g/L, Na2SO3 of 1.0 mM and AO7 of 7 mg/L.Moreover, the stability of CoNSi activated sulfites was demonstrated by sequencing experiments.Radical trapping experiments elucidated that SO4- is the main active species in this system.
  Keywords: sulfate radical; cobalt oxides; sulfite; acid orange 7; advanced oxidation technology
  相对于传统的基于羟基自由基(HO)的高级氧化技术,基于SO4-自由基的高级氧化技术具有pH值适用范围更广,氧化还原电位(2.5~3.1 V)更高,作用时间更持久的优点[1-2]。近年来,生成SO4-自由基的主要方法是使用过渡金属活化过硫酸盐(PS)和过一硫酸氢盐(PMS)[3-4]。如Jiang等[5]采用Fe2+活化PS产生SO4-降解了双酚A,Anipsitakis等[6]研究了不同过渡金属活化PMS生成了SO4-降解有机污染物2,4-二氯酚的效能,其活性按对有机物的效果排序:Ni2+<Fe3+<Mn2+<V3+<Ce3+<Fe2+< Ru3+<Co2+。但是,均相体系中过渡金属离子对环境存在潜在危害,PS使用成本高、毒性大,PMS在近中性条件下结构不稳定[7-9]。因此,寻求SO4-的潜在硫源成为新的研究热点。Xie等[10]研究发现,在模拟日光下的条件下,零价铁离子能够活化过亚硫酸盐,生成SO4-降解有机污染物;Sun等[11]发现了高铁酸盐也能活化亚硫酸盐生成SO4-高效降解N,N-二乙基-3-间甲苯甲酰胺;Ding等[12]则发现近中性条件下Cu2+活化亚硫酸盐氧化了As(III),并证明了SO4-是体系中起主要作用的活性物种,这充分说明了亚硫酸盐具有替代过硫酸盐和过一硫酸氢盐的潜能。笔者针对过渡金属离子活化PS、PMS体系的缺陷,制备了新型非均相硅基高分散钴氧化物催化剂,并深入研究了相关因素对CoNSi催化剂活化亚硫酸盐体系(CoNSi-S(IV))降解橙黄Ⅱ的影响。   1 实验部分
  1.1 实验材料和仪器
  实验使用的所有化学药品均为分析纯,由成都市科隆化工品有限公司提供;用于制备硅基高分散钴氧化物的二氧化硅的颗粒大小在120~180 μm范围内,由青岛邦凯高新技术材料有限公司提供;实验主要使用的仪器有ME104电子天平,TU-1901双光束紫外可见分光光度计,pHS-3C型pH计等;实验使用的水均为去离子水(18.2 MΩ cm)。
  采用氨水改性吸附焙烧法制备了硅基高分散钴氧化物催化剂。制备方法:准确称取一定质量的六水硝酸钴溶于40 mL去离子水中,之后逐滴加入10 mL氨水(15 mM),迅速用硝酸调节溶液的pH值至11.0,搅拌一段时间之后,加入一定质量的二氧化硅,继续搅拌3 h,然后离心分离沉淀物,用去离子水反复冲洗,将所得的固体材料在60 ℃烘箱中烘干,过夜,最后放在马弗炉中400 ℃焙烧2 h,待温度降至室温,取出材料干燥密封保存。
  1.2 实验方法
  实验在放置于恒温水浴锅的反应器中进行,所有实验均平行3次。首先,取一定量的CoNSi催化剂和AO7标准储备液加入装有200 mL去离子水的反应器中,持续搅拌,调节反应液的pH值。然后,加入一定量的亚硫酸钠标准储备液,开启反应,在0、1、3、5、10、15、20 min时分别取样,并立即加入至硫氰酸钾溶液中混合均匀。最后,使用分光光度计测定其吸光度。
  1.3 CoNSi催化剂的表征
  将制备的CoNSi催化剂研磨粉碎,然后加入到一定量的乙醇溶液中超声,使之分散均匀,最后沉积在碳支持膜上,再使用场发射透射电子显微镜(FETEM)观察其微观结构,并用能量色散X射线谱(EDS)能谱仪分析CoNSi催化剂的化学成分。
  2 结果和讨论
  2.1 CoNSi催化剂的形貌和组成
  利用EDS能谱仪对硅基钴氧化物催化剂的化学成分的定性、定量分析结果如图1所示,催化剂主要由Si、O、Co组成,钴与硅的原子比约为3.99 ∶100,表明钴成功负载到硅胶上;利用FETEM对CoNSi催化剂的微观结构进行了表征,结果如图2所示,可以看到许多直径约为3.2±0.7 nm的深色纳米颗粒均匀分散在硅胶支架上,不产生局部聚集。表明通过氨水改性吸附焙烧法能够使钴氧化物负载到硅胶上的。
  2.2 对照实验的影响
  控制反应初始的pH值为9.0,CoNSi的浓度为0.25 g/L,Na2SO3的浓度为1.0 mM,AO7的浓度为7 mg/L,温度恒定为30 ℃,转速恒定为300 r/min,考察不同体系对底物的降解效能的影响,结果见图3。当反应液中CoNSi或Na2SO3单独存在时,AO7几乎没有被降解,同时,也排除了CoNSi催化剂在该条件下吸附AO7的可能性;当反应液中Co3O4和Na2SO3同时存在时,开启反应20 min后,AO7的降解率仅为32.4%,而当反应液中CoNSi和Na2SO3同时存在时,AO7的降解率可以达到79.4%。这表明,CoNSi和Na2SO3的共同作用导致了AO7的降解,并且相比Co3O4材料,CoNSi催化剂和Na2SO3的共同作用明显提高。
  2.3 pH值的影响
  反应pH值是催化反应中的重要影响因素。研究pH值分别为4.0、6.0、8.0、9.0、10.0时CoNSi-S(IV)体系的降解效能,结果见图4。当pH值为4.0和6.0时,AO7的降解率分别为24.7%和29.8%,pH值由8.0升至9.0时,AO7的降解率由60.8%升至79.4%,然而,当pH值升至10.0时,AO7的降解率下降至54.7%。
  在非均相CoNSi-S(IV)体系中,导致这种初始pH值对AO7去除显著影响的原因是多方面,体现在表1 CoNSi-S(IV)体系的反应式中。首先,亚硫酸盐的形态与pH值紧密相关。在pH为4.0~10.0的条件下,S(IV)存在的形式主要为HSO-3和SO32-两种,当pH值为4~7时,以HSO-3为主,当pH大于9.0时,以SO32-为主。所以,在pH值大于9.0时,AO7被高效降解的结果说明此时占据主导地位的SO32-容易被CoNSi活化。
  其次,反应pH值可能影响活性金属的形态。在碱性条件下,金属氧化物表面会发生去质子化反应,CoNSi催化剂表面可能会生成>Co(II)-OH羟基络合物(反应式R1),这有利于>Co(II)-OH与SO32-相互接觸反应生成内球配合物Co(II)-SO3(反应式R2);而在酸性或中性条件下,>Co(II)-OH络合物的表面可形成水化壳层或与HSO-3生成外球配合物,这会降低CoNSi活化S(IV)的效率[13-14]。
  此外,pH值还会影响硫氧根自由基的链式反应(反应式R5~R12)[4,13,15]。在碱性条件下,SO5-和S(IV)的SO3-形态反应生成SO4-的反应速率常数高达(5.5~9.0)×106 M-1s-1,生成的SO4-自由基一方面直接降解AO7,另一方面与SO3-反应生成SO3-,完成硫氧根自由基的链式反应;在酸性条件下, SO5-和S(IV)的HSO3-形态反应生成SO4-的反应速率常数较碱性条件下的反应速率常数相差了2个数量级,生成SO4-自由基显著减慢。因此,在碱性条件下快速生成的SO4-自由基能够迅速降解AO7。并且,对初始pH值为9.0时反应过程中pH值的变化进行的记录如图4所示,发现pH值在5 min内由9.0迅速下降至8.4左右,最后达到了平衡状态时的pH值约为8.1,这个现象与AO7降解初始反应速率较快,之后速率逐渐减慢达到平衡的变化一致,说明pH值在CoNSi-S(IV)体系中存在相关影响。
  2.4 CoNSi和Na2SO3投加量的影响   为了考察CoNSi催化剂的的催化活性,控制其他条件不变,改变CoNSi的投加量,分别为0.05、0.10、0.15、0.25、0.50、1.00 g/L,结果如图5所示。CoNSi的投加量由0.05 g/L升至1.00 g/L时,AO7的降解率由65.6%上升至91.2%。这可能是因为催化剂投加量的增加可以提供更多的活性位点[16],从而激活SO32-生成更多的SO4-自由基,加速降解AO7。但是,考虑到经济成本和实际应用情况,选择CoNSi催化剂的投加量为0.25 g/L进行AO7降解的后续研究。
  固定CoNSi投加量为0.25 g/L,改变Na2SO3的投加量为0.1、0.2、0.5、1.0、2.0、5.0 mM,结果见图6。Na2SO3的投加量由0.1 mM升至5.0 mM时,AO7降解率由47.5%上升至95.8%。虽然亚硫酸盐投加量加大会升高AO7的降解效率,并且亚硫酸盐对于这种非均质CoNSi-S(IV)体系中SOx-和HO的生成是必要的[16],但过量的亚硫酸盐会与AO7竞争SO4-或HO自由基(反应式R8、R13),降低SO4-或HO自由基的利用率,反而造成AO7的降解效率下降。而且亚硫酸盐投加量过高,体系中溶解氧会被大量消耗(反应式R2、R3),导致SO5-自由基的不足(反应式R5),这也是低投加量(0.5 mM)比高投加量(2.0 mM、5.0 mM)初始反应速率快的原因。综合考虑降解效率和经济成本,选择Na2SO3投加量为1.0 mM进行AO7降解的后续研究。
  2.5 AO7浓度的影响
  改变底物AO7的浓度分别为8.6、14.3、20.0、28.6、42.3、57.1 μM,考察CoNSi-S(IV)体系对AO7的降解影响,见图7。当AO7的浓度从8.6 μM升高至57.1 μM时,初始反应速率从1.9 μmol/min升高到9.7 μmol/min。随着AO7浓度的增加,体系中生成活性自由基相比AO7分子的相对数量减少,AO7分子与活性自由基的接触概率降低;同时,降解反应生成的中间体也可能与AO7竞争活性自由基,造成活性自由基的相对不足[10]。
  此外,由于经济成本和活化的高效性,控制CoNSi的投加量为0.25 g/L,反应在单纯搅拌的条件下,故产生的自由基的量主要由亚硫酸盐的投加量控制。CoNSi-S(IV)体系中AO7的降解反应式如表2所示,AO7的降解过程可表示为反应式R14,AO7降解的初始反应速率方程可表达为反应式R15[12],其中,a和b分别是亚硫酸盐和AO7的表观反应级数,r0和kr分别是初始反应速率和表觀速率常数。图6中的插图显示了ln r0和ln [sulfite]的线性关系,拟合得到反应式R16,图7中的插图显示了ln r0和ln [AO7]的线性关系,拟合得到反应式R17。最后计算得到a为0.028,b为0.856,kr为4.985×10-2 M-1/min,因此,反应式R15可以表示为反应式R18。
  2.6 氧气的影响
  曝氮气实验中,反应开始前,先通入30 min氮气以除尽反应液中的溶解氧,反应进行中,持续通入氮气以防止空气复氧;曝氧气实验中,反应开始前和反应进行中持续曝气。实验结果如图8所示,曝氮气实验中,AO7几乎没有被降解,而单纯搅拌实验中,AO7的降解率为79.4%,这说明氧气是该体系降解污染物的重要因素;曝氧气实验中,虽然初始反应速率由单纯搅拌时的3.9 μmol/min升高到5.0 μmol/min,但最后AO7的降解率相比单纯搅拌下降了3.2%。这是因为Co(II)-SO3首先需要被氧气氧化为Co(III)-SO3配合物(反应式R3),进而生成SO3-自由基,然后需要氧气将SO3-自由基氧化为SO5-自由基(反应式R5),进而影响SO4-自由基的产率,不同于单纯搅拌反应初始阶段溶解氧急剧消耗至无,曝氧气条件下,上述反应仍旧持续进行,生成更多的活性物种更快地降解AO7,但当生成SO4-自由基的浓度过高时,会同时消耗SO32-和SO4-自由基(反应式R8),导致最终降解率的下降。
  2.7 序批实验
  催化剂的稳定性是其实际应用中最重要的性能。因此,使用序批实验对CoNSi催化剂的稳定性进行评价十分必要。序批实验每批次向反应器中加入因对反应液取样消耗的等量去离子水、1 mL AO7标准储备液和1 mL亚硫酸钠标准储备液,并调节初始pH值为9.0;使用过的CoNSi催化剂用去离子水清洗数次,离心后易被收集,然后放在烤箱中干燥,室温下保存。实验结果如图9所示,在反应进行5次后,AO7降解率仍然达到了71.5%,这说明CoNSi催化剂具有较高的活化亚硫酸盐降解污染物的稳定性,而降解效率的下降可能是由于反应过程中二氧化碳的抑制作用,或者是生成的中间产物吸附在催化剂的表面难以清洗,导致催化剂表面的活性位点不能充分利用[17-18]。
  2.8 不同自由基捕获剂实验
  为了阐明CoNSi-S(IV)体系中所涉及的自由基机制,使用甲醇(MeOH)和叔丁醇(TBA)作为抑制剂来探究不同自由基在该体系中的作用。这种竞争动力学方法是基于MeOH和TBA与SO4-自由基、HO自由基反应的不同二阶速率常数(k(MeOH,SO4-))=1.23×107 M-1 s-1,k(MeOH, HO)=9.7×108M-1s-1,k(TBA,SO4-)=8.5×105M-1s-1,k(TBA, HO)=6.0×108M-1s-1)[19-21]。实验加入不同浓度的MeOH和TBA,结果见图10。当TBA的浓度(20 mM)为AO7(0.02 mM)的1 000倍时,AO7的降解率相比不添加TBA时的降解率下降了4.2%。该现象说明HO自由基在CoNSi-S(IV)体系中对AO7的降解可能存在一定贡献,但并不是起主要作用的活性物种。然而,当MeOH作为自由基抑制剂在溶液中使用时,AO7的降解效率明显降低。当加入的MeOH浓度为400 mM时,约有34.0% AO7仍被降解,这可能与降解过程中SO5-的参与有关,因为MeOH和SO5-的二阶速率常数(k(MeOH,SO5-)<103M-1s-1)较低[21],MeOH不能完全淬灭SO5-终止反应。因此,可以得出SO4-是该体系中主要的活性物种,SO5-可能也会对AO7降解存在一定的贡献。   3 結论
  在碱性、有氧的条件下,硅基高分散钴氧化物催化剂能够活化亚硫酸盐降解AO7,其中,pH=9.0是反应的最佳pH值,且较高的催化剂浓度和亚硫酸盐浓度可以提高AO7的降解效率。同时,序批实验证明了CoNSi催化剂材料具有良好的稳定性;不同自由基抑制实验表明了SO4-自由基为该体系的主要活性物种,HO自由基和SO5-自由基对AO7的降解可能存在一定的贡献。因此,非均相CoNSi-S(IV)体系在碱性废水处理中具有潜在的工业应用前景。
  参考文献:
   [1]     ZHOU D N, CHEN L, LI J J, et al. Transition metal catalyzed sulfite auto-oxidation  systems for oxidative decontamination in waters:A state-of-the-art minireview [J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 346:726-738.
  [2]    XIE P C, GUO Y Z, CHEN Y Q, et al. Application of a novel advanced oxidation process using sulfite and zero-valent iron in treatment of organic pollutants [J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 314:240-248.
  [3]    杨世迎, 杨鑫, 梁婷, 等. 零价铁还原和过硫酸盐氧化联合降解水中硝基苯[J]. 环境化学, 2012, 31(5):682-686.
  YANG S Y, YANG X, LIANG T, et al.Degradation of nitrobenzene by the combined system of zero-valent iron reduction and persulfate oxidation [J]. Environmental Chemistry, 2012, 31(5):682-686.(in Chinese)
  [4]    HU P D, LONG M C. Cobalt-catalyzed sulfate radical-based advanced oxidation:A review on heterogeneous catalysts and applications [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2016, 181:103-117.
  [5]    JIANG X X, WU Y L, WANG P, et al. Degradation of bisphenol A in aqueous solution by persulfate activated with ferrous ion [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(7):4947-4953.
  [6]    ANIPSITAKIS G P, DIONYSIOU D D. Radical generation by the interaction of transition metals with common oxidants [J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(13):3705-3712.
  [7]    SOLS R R, RIVAS F J, GIMENO O. Removal of aqueous metazachlor, tembotrione, tritosulfuron and ethofumesate by heterogeneous monopersulfate decomposition on lanthanum-cobalt perovskites [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2017, 200:83-92.
  [8]    SHU H Y, CHANG M C, HUANG S W. UV irradiation catalyzed persulfate advanced oxidation process for decolorization of Acid Blue 113 wastewater [J]. Desalination and Water Treatment, 2015, 54(4/5):1013-1021.
  [9]    CHESNEY A R, BOOTH C J, LIETZ C B, et al.Peroxymonosulfate rapidly inactivates the disease-associated prion protein [J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(13):7095-7105.
  [10]    XIE P C, ZHANG L, CHEN J H, et al. Enhanced degradation of organic contaminants by zero-valent iron/sulfite process under simulated sunlight irradiation [J]. Water Research, 2019, 149:169-178.   [11]    SUN S F, PANG S Y, JIANG J, et al. The combination of ferrate(VI) and sulfite as a novel advanced oxidation process for enhanced degradation of organic contaminants [J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 333:11-19.
  [12]    DING W, HUANG X Y, ZHANG W D, et al. Sulfite activation by a low-leaching silica-supported copper catalyst for oxidation ofAs(III) in water at circumneutral pH [J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 359:1518-1526.
  [13]    LIU Z Z, YANG S J, YUAN Y N, et al. A novel heterogeneous system for sulfate radical generation through sulfite activation on a CoFe2O4 nanocatalyst surface [J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 324:583-592.
  [14]    ZHOU D N, YUAN Y N, YANG S J, et al. Roles ofoxysulfur radicals in the oxidation of acid orange 7 in the Fe(III)-sulfite system [J]. Journal of Sulfur Chemistry, 2015, 36(4):373-384.
  [15]    FURMAN O S, TEEL A L, WATTS R J. Mechanism of base activation of persulfate [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(16):6423-6428.
  [16]    HAMMOUDA S B, ZHAO F P, SAFAEI Z, et al. Degradation and mineralization of phenol in aqueous medium by heterogeneousmonopersulfate activation on nanostructured cobalt based-perovskite catalysts ACoO3 (A = La, Ba, Sr and Ce):Characterization, kinetics and mechanism study [J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2017, 215:60-73.
  [17]    WANG T, SU J, JIN X Y, et al. Functional clay supported bimetallicnZVI/Pd nanoparticles used for removal of methyl orange from aqueous solution [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 262:819-825.
  [18]    WU D M, YE P, WANG M Y, et al. Cobalt nanoparticles encapsulated in nitrogen-rich carbon nanotubes as efficient catalysts for organic pollutants degradation via sulfite activation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2018, 352:148-156.
  [19]    CHEN L, PENG X Z, LIU J H, et al. Decolorization of orange II in aqueous solution by an Fe(II)/sulfite system:replacement of persulfate [J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2012, 51(42):13632-13638.
  [20]    YUAN Y N, ZHAO D, LI J J, et al. Rapid oxidation of paracetamol by Cobalt(II) catalyzed sulfite at alkaline pH [J]. Catalysis Today, 2018, 313:155-160.
  [21]   郭忠凱. 硫酸根自由基的定量分析技术及在高级氧化工艺中的应用[D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2014.
  GUO Z K. Quantification of sulfate radical formation and its application in advanced oxidation technology [D]. Harbin:Harbin Institute of Technology, 2014. (in Chinese)
   (编辑 胡玲)
  收稿日期:2019-09-22
  基金项目:  中国博士后科学基金(2019M653340);国家级大学生创新创业训练计划(201910611104);重庆市技术创新与应用示范专项重点研发项目(cstc2018jszx-zdyfxmX0002)
  作者简介:  郑怀礼(1957- ),男,教授,博士生导师,主要从事水处理及水处理剂研究, E-mail: zhl@cqu.edu.cn。
  Received: 2019-09-22
  Foundation items:  China Postdoctoral Science Foundation (No. 2019M653340); National Training Program of Innovation and Entrepreneurship for Undergraduates (No. 201910611104); Chongqing Key Technological Innovation and Application Demonstration Projects (No. cstc2018jszx-zdyfxmX0002)
  Author brief:  Zheng Huaili (1957- ), professor, doctorial supervisor, main research interests: water treatment and water treatment material, E-mail: zhl@cqu.edu.cn.
转载注明来源:https://www.xzbu.com/8/view-15203611.htm

服务推荐