俸志榮，焦緯洲，劉有智，許承騁，郭亮，余麗勝

?

鐵碳微電解處理含硝基苯廢水

俸志榮，焦緯洲，劉有智，許承騁，郭亮，余麗勝

（中北大學(xué)超重力化工過(guò)程山西省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山西太原 030051）

以硝基苯為模型污染物，研究了鐵碳微電解過(guò)程中硝基苯初始濃度、鐵屑用量、鐵碳比及pH（pH<3.0）等因素對(duì)降解過(guò)程的影響規(guī)律。研究結(jié)果表明，硝基苯廢水初始濃度越大，達(dá)到一定去除率時(shí)所需的鐵屑用量越大。外加活性炭會(huì)與降解底物競(jìng)爭(zhēng)電子，導(dǎo)致電子利用率不高，微電解的還原效率并沒(méi)有因此提高。低pH可以加速鐵碳微電解處理速率，反應(yīng)過(guò)程中pH的升高對(duì)硝基苯還原中間產(chǎn)物羥基苯胺和苯胺的形成及分布影響較大，有限停留時(shí)間內(nèi)主要還原產(chǎn)物是二者的混合物。

鐵碳微電解；電解；零價(jià)鐵；硝基苯；活性炭；動(dòng)力學(xué)

引 言

硝基苯是一種重要的化工中間體，廣泛應(yīng)用于國(guó)防、印染、醫(yī)藥、農(nóng)藥等領(lǐng)域。生產(chǎn)過(guò)程中往往會(huì)有大量的含硝基苯廢水產(chǎn)生，而硝基苯本身毒性較高，具有致畸、致癌、致突變、難生物降解等特點(diǎn)，一旦排入環(huán)境中，將會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境以及飲用水安全造成巨大威脅[1-2]。中國(guó)和美國(guó)等國(guó)家已將硝基苯列入“優(yōu)先控制污染物”名單[3]，硝基苯類廢水的治理研究因此備受關(guān)注[4-7]。由于硝基的強(qiáng)吸電子效應(yīng)導(dǎo)致苯環(huán)上電子云密度顯著降低，致使硝基苯較為穩(wěn)定。傳統(tǒng)直接化學(xué)法（如Fenton法、臭氧氧化法等）在硝基苯廢水的處理中，存在效率低、成本高等不足[8-10]。而當(dāng)苯環(huán)上的硝基被具有推電子效應(yīng)的胺基取代后，苯環(huán)上電子云密度將明顯增大，苯環(huán)活性增加，因此苯胺較硝基苯更易被化學(xué)法或生物法降解。研究表明，鐵碳微電解法可以有效地將廢水中的硝基苯轉(zhuǎn)化成苯胺[11]，從而有利于后續(xù)生化法對(duì)廢水進(jìn)行深度降解。

鐵碳微電解，又稱內(nèi)電解、零價(jià)鐵法[12]，是一種有效的難降解有機(jī)污染物預(yù)處理技術(shù)。其基本原理是利用鐵屑內(nèi)部含有的鐵和炭形成微原電池，從而將難降解有機(jī)物還原成易降解有機(jī)物。鐵碳微電解反應(yīng)通常在酸性條件下進(jìn)行，廢水的初始pH對(duì)微電解處理效果產(chǎn)生重要影響。前人對(duì)初始pH范圍在3.0～12.0內(nèi)的影響效果做了很多研究[13-14]，而對(duì)低pH（pH<3.0）的影響效果研究得較少[15]?？紤]到低pH下微電解的還原歷程可能受到影響，同時(shí)部分有機(jī)廢水本身酸性較大，因此有必要對(duì)低pH條件下的反應(yīng)進(jìn)行深入研究。由于所采用的鐵源可從工業(yè)廢鐵屑中獲得，鐵碳微電解常被冠以“以廢治廢”之名[16-17]。實(shí)際應(yīng)用中，通常還采用外加炭源，組成“鐵屑+炭”體系進(jìn)行鐵碳微電解反應(yīng)。然而，只有鐵源可從工業(yè)廢鐵屑獲得，炭源則并非“廢料”。且除去吸附作用，外加炭對(duì)微電解還原效果的影響研究得較少。因此，本文以硝基苯為模型污染物，對(duì)鐵碳微電解處理含硝基苯廢水的操作條件進(jìn)行實(shí)驗(yàn)研究。旨在探討：① 低pH（pH<3.0）下鐵碳微電解的處理效果；② 外加活性炭在鐵碳微電解還原過(guò)程中的作用，以期為鐵碳微電解技術(shù)的工程實(shí)踐提供實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和理論基礎(chǔ)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)藥品

實(shí)驗(yàn)所用藥品主要有：硝基苯（分析純，天津市科密歐化學(xué)試劑開(kāi)發(fā)中心），鐵屑（來(lái)自中北大學(xué)機(jī)械加工廠鑄鐵加工廢料，粒徑0.1～2.5 mm），活性炭（分析純，天津市恒興化學(xué)試劑制造有限公司）。

硝基苯模擬廢水采用上述硝基苯與去離子水配制。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 鐵屑前處理 鐵屑在使用前先進(jìn)行活化處理。先用10%（質(zhì)量）NaOH溶液浸泡30 min，去除表面油污，用自來(lái)水洗至中性；再用10%（體積）H2SO4溶液浸泡30 min，除去鐵屑表面氧化層，用自來(lái)水洗至中性；再用去離子水洗滌3次，真空干燥，備用。

1.2.2 活性炭前處理 活性炭預(yù)先采用循環(huán)吸附法[18]吸附飽和，以避免吸附作用對(duì)鐵碳微電解還原效果的影響。具體方法：稱取適量活性炭放入500 ml細(xì)口棕色試劑瓶中，加入500 ml一定濃度的硝基苯模擬廢水，靜置吸附24 h，測(cè)定吸附前后廢水中硝基苯的濃度；然后完全更換試劑瓶中硝基苯廢水，靜置吸附24 h，測(cè)定吸附前后廢水中硝基苯的濃度；如此重復(fù)操作若干次，直至測(cè)得吸附前后硝基苯濃度差小于5 mg·L-1時(shí)，認(rèn)為活性炭已吸附飽和，烘干，備用。

1.2.3 鐵碳微電解實(shí)驗(yàn) 在100 ml具塞錐形瓶中加入50 ml一定濃度的硝基苯廢水，調(diào)節(jié)pH，測(cè)定硝基苯濃度0；加入適量活性炭、鐵屑，25℃下恒溫振蕩進(jìn)行反應(yīng)；一定時(shí)間間隔后取樣，測(cè)定硝基苯濃度C及苯胺生成濃度AN。

1.3 檢測(cè)方法

鐵碳微電解處理效果以硝基苯去除率和苯胺生成濃度來(lái)表示，硝基苯濃度采用戴安Ultimate 3000高效液相色譜儀測(cè)定。色譜柱：C18反相柱(250 mm×4.6 mm，5mm)；流動(dòng)相：甲醇-水，體積比為70:30；流速：0.9 ml·min-1；柱溫：20℃；進(jìn)樣量：20ml。硝基苯去除率的計(jì)算公式為

式中，0和C分別為鐵碳微電解處理前后的硝基苯濃度。

苯胺生成濃度也采用戴安Ultimate 3000高效液相色譜儀測(cè)定，檢測(cè)波長(zhǎng)254 nm，其他參數(shù)與硝基苯測(cè)定相同。

2 結(jié)果與討論

2.1 硝基苯初始濃度和鐵屑用量的影響

固定pH為2.0，鐵碳質(zhì)量比為1:2，反應(yīng)時(shí)間為60 min，研究了不同硝基苯初始濃度下鐵屑用量對(duì)硝基苯去除率的影響，結(jié)果如圖1所示。從圖1可以看出，在不同硝基苯初始濃度下，當(dāng)鐵屑用量較低時(shí)，特定時(shí)間內(nèi)硝基苯去除率隨著鐵屑用量的增加而增大；當(dāng)鐵屑用量增大到一定程度時(shí)，硝基苯去除率隨著鐵屑用量的增加不再明顯增大。分析其原因，鐵碳微電解還原硝基苯的反應(yīng)控制步驟為硝基苯向鐵表面擴(kuò)散傳質(zhì)過(guò)程[19]。反應(yīng)過(guò)程中能否提供足夠的還原表面，也是控制反應(yīng)的一個(gè)重要影響因素。由于硝基苯的還原是表面還原反應(yīng)[20]，當(dāng)鐵屑用量較低時(shí)，活性鐵表面較少，硝基苯在鐵表面進(jìn)行有效還原反應(yīng)受到限制，硝基苯去除率較低；此時(shí)增加鐵屑用量能夠有效增加還原表面，加速反應(yīng)進(jìn)行，硝基苯去除率顯著增大。隨著鐵屑用量增加到一定程度，鐵屑與活性炭之間的堆積現(xiàn)象逐漸明顯，鐵表面暴露的機(jī)會(huì)因此減少，鐵屑用量增大帶來(lái)的鐵表面增加效果被部分抵消，繼續(xù)增大鐵屑用量對(duì)反應(yīng)的促進(jìn)作用不再明顯，因而硝基苯去除率隨鐵屑用量的繼續(xù)增大逐漸趨于平緩。

從圖1也可以看出，達(dá)到一定去除率時(shí)，硝基苯初始濃度越小，鐵屑用量越小；硝基苯初始濃度較低時(shí)（<250 mg·L-1），硝基苯去除率隨鐵屑用量變化率也越大。隨著硝基苯初始濃度升高，增加鐵屑用量對(duì)提高硝基苯去除率作用減弱。其原因可能是：① 硝基苯含量較大，達(dá)到較高去除率所需還原的硝基苯量也較大，所需的鐵表面活性位點(diǎn)也較多，而單純靠增加鐵屑用量所能增加的鐵表面活性位點(diǎn)數(shù)量有限；② 隨著鐵屑用量的增加，活性炭用量也在增加，兩者間的堆積現(xiàn)象出現(xiàn)也可能導(dǎo)致暴露的活性位點(diǎn)減少，從而降低硝基苯的去除率。為解決上述問(wèn)題，一方面可以減小鐵屑粒徑以增加其比表面積[1]，另一方面可以增強(qiáng)振蕩或攪拌，使鐵屑、活性炭盡可能懸浮起來(lái)，避免堆積現(xiàn)象，增加相際傳質(zhì)接觸面積。

2.2 初始pH的影響

固定硝基苯初始濃度NB為250 mg·L-1，鐵屑用量為15 g·L-1，鐵碳比為1:2，研究了較低初始pH下硝基苯去除率隨時(shí)間的變化，結(jié)果如圖2所示。

從圖2可以看出，當(dāng)初始pH小于2.0時(shí)，硝基苯去除率在很短的時(shí)間內(nèi)（<30 min）即可達(dá)到平衡值，且去除率在90%以上。當(dāng)初始pH大于2.0時(shí)，硝基苯去除率隨停留時(shí)間變化逐漸升高；隨著停留時(shí)間的延長(zhǎng)（?120 min），硝基苯去除率最終也能達(dá)到一個(gè)較大值。微電解處理硝基苯的還原機(jī)理如式（2）[11]所示

C6H5NO2+3Fe0+6H+C6H5NH2+3Fe2++2H2O (2)

由式（2）可知，H+直接參與硝基苯的還原反應(yīng)。由此可以推測(cè)，H+濃度越高，即越酸性條件下越有利于還原反應(yīng)進(jìn)行。圖3為不同初始pH下硝基苯還原動(dòng)力學(xué)，從圖中可以看出，pH較低時(shí)，硝基苯還原反應(yīng)動(dòng)力學(xué)擬合曲線與擬一級(jí)反應(yīng)[11]吻合良好（R>0.99）。初始pH越小，表觀動(dòng)力學(xué)反應(yīng)常數(shù)obs越大。初始pH為1.5時(shí)的obs是初始pH為3.0時(shí)的6倍。

由于反應(yīng)速率的差異，相同反應(yīng)時(shí)間內(nèi)不同初始pH下硝基苯還原程度所停留的階段不一樣。因此，可以相同時(shí)間內(nèi)不同初始pH下硝基苯還原產(chǎn)物分布來(lái)表示不同還原階段硝基苯的還原程度，如圖4不同初始pH下硝基苯還原產(chǎn)物的HPLC圖所示。硝基苯的還原經(jīng)歷了如下還原歷程[11]

隨著還原反應(yīng)的進(jìn)行，硝基苯先被還原成亞硝基苯，亞硝基苯再被還原成羥基苯胺，羥基苯胺最終被還原成苯胺。HPLC圖中檢測(cè)到的亞硝基苯量較少，分析其原因可能是：強(qiáng)酸性條件下生成的亞硝基苯存留時(shí)間較短，亞硝基苯生成后可能立刻轉(zhuǎn)變?yōu)榱u基苯胺。而羥基苯胺向苯胺轉(zhuǎn)變則可能與反應(yīng)的pH有關(guān)。當(dāng)pH較小時(shí)，羥基苯胺向苯胺轉(zhuǎn)變的同時(shí)，其逆反應(yīng)也在進(jìn)行，此時(shí)逆可能大于正，溶液中檢測(cè)到的苯胺量較少；當(dāng)pH逐漸增大后，羥基苯胺可以順利轉(zhuǎn)變?yōu)楸桨?，但此時(shí)由于pH已經(jīng)變大，溶液中的H+較少，羥基苯胺的形成以及羥基苯胺向苯胺的轉(zhuǎn)變都受到限制，因此，溶液中檢測(cè)到的羥基苯胺和苯胺量都較大。但隨著停留時(shí)間的延長(zhǎng)，羥基苯胺最終都能轉(zhuǎn)變?yōu)楸桨贰?/p>

2.3 外加炭的影響

為探討炭在鐵碳微電解還原硝基苯過(guò)程中的具體作用，固定硝基苯初始濃度為250 mg·L-1，pH為2.0，鐵屑用量為15 g·L-1，反應(yīng)時(shí)間為60 min，考察了鐵碳比對(duì)硝基苯去除率的影響。由于活性炭對(duì)硝基苯飽和吸附量很大（>450 mg·g-1）[21]，靜置吸附24 h難以吸附飽和。因此，實(shí)驗(yàn)前采用循環(huán)吸附法[18]先將活性炭吸附飽和，以盡量避免活性炭吸附作用對(duì)鐵碳微電解過(guò)程中硝基苯去除率的影響。鐵碳比對(duì)硝基苯去除率的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5所示。

從圖5可以看出，硝基苯的去除率隨著鐵碳比的增大而逐漸增大；當(dāng)鐵碳比趨近于1:0，即只有鐵屑單獨(dú)存在時(shí)，硝基苯去除率達(dá)到最大值。分析其原因，鐵碳微電解過(guò)程主要利用鐵屑的電化學(xué)腐蝕產(chǎn)生強(qiáng)還原性[H]來(lái)將污染物還原，炭的引入主要是作為陰極材料與鐵屑形成原電池，加速鐵屑的腐蝕。鐵屑作為直接電子供體，發(fā)生如下陽(yáng)極半反應(yīng)

陰極半反應(yīng)與是否有氧氣存在有關(guān)，無(wú)氧條件下的陰極半反應(yīng)為

2H++2e2[H]H2(4)

有氧條件下的陰極半反應(yīng)為

O2+4H++4e2H2O (5)

O2+2H2O+4e4OH-(6)

部分鹽離子或有機(jī)物，如HCO-3、H2CO3、RCl（有機(jī)氯化物）等也可作為電子受體參與陰極反應(yīng)，從而加速鐵屑的腐蝕[17]。當(dāng)陰極電子受體為目標(biāo)降解污染物時(shí)（如RCl），既可通過(guò)促進(jìn)鐵屑的腐蝕進(jìn)而促進(jìn)污染物的降解，也可直接促進(jìn)污染物的降解[19]；當(dāng)陰極電子受體為惰性電極時(shí)（如活性炭），則可能只通過(guò)促進(jìn)陽(yáng)極鐵屑腐蝕來(lái)促進(jìn)污染物降解。

鐵碳微電解體系中，活性炭作為陰極材料吸收并轉(zhuǎn)移電子至H+和O2以生成H2及H2O[22]，而硝基苯還原成苯胺的反應(yīng)過(guò)程需要獲得電子才能進(jìn)行。這就導(dǎo)致了活性炭與目標(biāo)電子受體——硝基苯競(jìng)爭(zhēng)獲得電子，一定程度上影響了硝基苯還原過(guò)程中的一系列2電子還原反應(yīng)，降低了硝基苯的去除率。鐵碳微電解效率可用電子效率（EE）來(lái)表示[23]，EE定義為

式中，e為目標(biāo)底物所利用的電子數(shù)，t為鐵屑腐蝕所產(chǎn)生的總電子數(shù)。電子效率的高低直接影響著目標(biāo)底物的降解速率。當(dāng)陰極電子受體為目標(biāo)降解污染物時(shí)，鐵屑腐蝕產(chǎn)生的電子可以被直接利用，電子利用率較高；而當(dāng)陰極電子受體為惰性電極材料時(shí)，如活性炭，則有可能降解電子利用率。

由此可知，不考慮吸附作用時(shí)，外加炭對(duì)鐵碳微電解的促進(jìn)作用并不明顯。雖然外加炭的吸附作用也能將污染物去除，但僅是將污染物從一相轉(zhuǎn)移到另一相，并未達(dá)到降解效果，后續(xù)仍需進(jìn)一步處理。而鐵碳微電解作為一種難降解有機(jī)物預(yù)處理手段，目的是將難降解有機(jī)物轉(zhuǎn)化成易降解有機(jī)物，從而有利于后續(xù)生化法將其徹底降解。因此，鐵碳微電解過(guò)程中沒(méi)有必要加入額外的炭。

3 結(jié) 論

（1）硝基苯去除率隨著鐵屑用量增大呈先增大后趨平緩的趨勢(shì)。達(dá)到一定去除率時(shí)，硝基苯初始濃度越小，所需的鐵屑用量也越小。當(dāng)硝基苯初始濃度較大時(shí)，單純?cè)黾予F屑用量并不能有效地提高硝基苯的去除率。

（2）在較低pH（pH<3.0）下，鐵碳微電解還原硝基苯的動(dòng)力學(xué)符合擬一級(jí)反應(yīng)；pH越小，表觀反應(yīng)速率常數(shù)越大。當(dāng)pH較大時(shí)，雖然最終也能達(dá)到較好的去除效果，但所需的時(shí)間較長(zhǎng)。為促進(jìn)還原反應(yīng)進(jìn)行，可適當(dāng)降低pH。低pH對(duì)硝基苯還原中間產(chǎn)物羥基苯胺和苯胺的形成影響較大，有限停留時(shí)間內(nèi)最終的還原產(chǎn)物將是二者的混合物。

（3）鐵碳微電解中，炭的引入雖然能加速鐵屑的腐蝕，但由于炭本身較強(qiáng)的導(dǎo)電子能力將電子轉(zhuǎn)移，鐵屑腐蝕所產(chǎn)生的電子并不為硝基苯有效利用，在不考慮吸附作用時(shí)，微電解還原效率并沒(méi)有因此而提高。雖然外加炭的吸附作用也能將污染物去除，但僅是將污染物從一相轉(zhuǎn)移到另一相，并未達(dá)到降解效果，后續(xù)仍需進(jìn)一步處理。因此，鐵碳微電解過(guò)程中沒(méi)有必要加入額外的炭。

References

[1] Dong J, Zhao Y S, Zhao R, Zhou R. Effects of pH and particle size on kinetics of nitrobenzene reduction by zero-valent iron [J]., 2010, 22(11): 1741-1747

[2] Sun X, Wang X S, Li J S, Wang L J. Degradation of nitrobenzene in groundwater by nanoscale zero-valent iron particles incorporated inside the channels of SBA-15 rods [J]., 2014, 45(3): 996-1000

[3] Jiao W Z, Liu Y Z, Liu W L, Li J, Shao F, Wang C R. Degradation of nitrobenzene-containing wastewater with O3and H2O2by high gravity technology [J]., 2013, 15(1): 85-94

[4] Jiang Shengtao(蔣勝韜), Zhu Jianzhong(祝建中), Guan Yujiang(管玉江), Bai Shuli(白書立), Yao Jun(姚俊), Tang Tianfei(唐天菲). Performance of heterogeneous Fenton-like system for degradation of nitrobenzene-containing wastewater [J].(化工學(xué)報(bào)), 2014, 65(4): 1488-1494

[5] Huang Y H, Zhang T C. Reduction of nitrobenzene and formation of corrosion coatings in zerovalent iron systems [J]., 2006, 40(16): 3075-3082

[6] Zhang W, Chen L, Chen H, Xia S Q. The effect of Fe0/Fe2+/Fe3+on nitrobenzene degradation in the anaerobic sludge [J]., 2007, 143(1/2): 57-64

[7] Yin W Z, Wu J H, Li P, Wang X D, Zhu N W, Wu P X, Yang B. Experimental study of zero-valent iron induced nitrobenzene reduction in groundwater: the effects of pH, iron dosage, oxygen and common dissolved anions [J]., 2012, 184: 198-204

[8] Chen Zhonglin(陳忠林), Shen Jimin(沈吉敏), Li Xueyan(李學(xué)艷), Qi Fei(齊飛), Xu Bingbing(徐冰冰). Ozonation degradation of-nitrochlorobenzene in aqueous solution: kinetics and mechanism [J].()(化工學(xué)報(bào)), 2006, 57(10): 2439-2444

[9] Elshafei G M S, Yehia F Z, Dimitry O I H, Badawi A M, Eshaq G. Ultrasonic assisted-Fenton-like degradation of nitrobenzene at neutral pH using nanosized oxides of Fe and Cu [J]., 2014, 21(4): 1358-1365

[10] Gao Yan(高燕), Chen Yao(陳堯), Ni Jinlei(倪金雷), Tong Shaoping(童少平), Ma Chun’an(馬淳安). A simple method for evaluating biodegradability of pre-ozonized water [J].(化工學(xué)報(bào)), 2014, 65(6): 2323-2328

[11] Agrawal A, Tratnyek P G. Reduction of nitro aromatic compounds by zero-valent iron metal [J]., 1996, 30(1): 153-160

[12] Fu F, Dionysiou D D, Liu H. The use of zero-valent iron for groundwater remediation and wastewater treatment: a review [J]., 2014, 267: 194-205

[13] Huang Y H, Zhang T C. Nitrite reduction and formation of corrosion coatings in zero-valent iron systems [J]., 2006, 64(6): 937-943

[14] Lai B, Zhou Y, Wang J, Zhang Y, Chen Z. Passivation process and the mechanism of packing particles in the Fe0/GAC system during the treatment of ABS resin wastewater [J]., 2014, 35(8): 973-983

[15] Huang Y H, Zhang T C. Effects of low pH on nitrate reduction by iron powder [J]., 2004, 38(11): 2631-2642

[16] Samarghandi M R, Zarrabi M, Amrane A, Sepehr M N, Noroozi M, Namdari S, Zarei A. Kinetic of degradation of two azo dyes from aqueous solutions by zero iron powder: determination of the optimal conditions [J]., 2012, 40(1/2/3): 137-143

[17] Dong J, Ding L J, Wen C Y, Hong M, Zhao Y S. Effects of geochemical constituents on the zero-valent iron reductive removal of nitrobenzene in groundwater [J]., 2013, 27(1): 20-28

[18] Liu Xiaoran(劉曉冉), Li Jinhua(李金花), Zhou Baoxue(周保學(xué)), Cai Weimin(蔡偉民), Song Yonghui(宋永會(huì)). Role of activated carbon adsorption in iron-carbon micro-electrolysis process for wastewater treatment [J].(環(huán)境科學(xué)與技術(shù)), 2011, 34(1): 128-131

[19] Metheson L J, Tratnyek P G. Reductive dehalogenation of chlorinated methanes by iron metal [J]., 1994, 28(12): 2045-2053

[20] Cheng F, Muftikian R, Furnando Q, Korte N. Reduction of nitrate to ammonia by zero-valent iron [J]., 1997, 35(11): 2685-2695

[21] Liu Shouxin(劉守新), Chen Xi(陳曦), Zhang Xianquan(張顯權(quán)). Influence of surface chemical properties and pore structure characteristics of activated carbon on the adsorption of nitrobenzene from aqueous solution [J].(環(huán)境科學(xué)), 2008 (5): 1192-1196

[22] Stieber M, Putschew A, Jekel M. Treatment of pharmaceuticals and diagnostic agents using zero-valent iron—kinetic studies and assessment of transformation products assay [J]., 2011, 45(11): 4944-4950

[23] Liu H, Wang Q, Wang C, Li X Z. Electron efficiency of zero-valent iron for groundwater remediation and wastewater treatment [J]., 2013, 215: 90-95

Treatment of nitrobenzene-containing wastewater by iron-carbon micro-electrolysis

FENG Zhirong, JIAO Weizhou, LIU Youzhi, XU Chengcheng, GUO Liang, YU Lisheng

Shanxi Province Key Laboratory of HigeeOriented Chemical EngineeringNorth University of ChinaTaiyuanShanxiChina

Nitrobenzene was selected as a model contaminant to examine the effects of initial concentration of nitrobenzene, dosage of iron, rate of iron/carbon and pH (pH<3.0) on removal efficiency of nitrobenzene by iron-carbon micro-electrolysis. The initial concentration of nitrobenzene determined the dosage of iron. The additional activated carbon could compete with degradation substrate on electron accepting, leading to a negative effect on the efficiency of electron usage, and decreased reduction efficiency of iron-carbon micro-electrolysis. Low pH could increase reaction rate of iron-carbon micro-electrolysis, and increasing pH during the reaction had a remarkable effect on formation and distribution of intermediate reduction products, including phenylhydroxylamine and aniline.

iron-carbon micro-electrolysis; electrolysis; zero-valent iron; nitrobenzene; activated carbon; kinetics

2014-09-01.

JIAO Weizhou, jwz0306@126.com

10.11949/j.issn.0438-1157.20141329

X 703. 1

A

0438—1157（2015）03—1150—06

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(21206153)；山西省高等學(xué)校創(chuàng)新人才支持計(jì)劃項(xiàng)目(201316)；山西省優(yōu)秀青年基金項(xiàng)目(2014021007)；山西省研究生優(yōu)秀創(chuàng)新項(xiàng)目(2014084)。

2014-09-01收到初稿，2014-10-28收到修改稿。

聯(lián)系人：焦緯洲。第一作者：俸志榮（1989—），男，碩士研究生。

supported by the National Natural Science Foundation of China (21206153).