羅從偉，馬 軍，江 進(jìn)，關(guān)朝婷，龐素艷，時(shí)玉龍，翟學(xué)東，武道吉

(1. 哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090；2.城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，哈爾濱 150090；3.綠色化工技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱理工大學(xué))，哈爾濱 150040；4. 哈爾濱工業(yè)大學(xué) 科學(xué)與工業(yè)技術(shù)研究院， 哈爾濱 150090；5.山東建筑大學(xué) 市政與環(huán)境工程學(xué)院，濟(jì)南 250101)

UV/H2O2降解三氯生動(dòng)力學(xué)及反應(yīng)機(jī)理

羅從偉1，2，馬 軍1，2，江 進(jìn)1，2，關(guān)朝婷1，2，龐素艷3，時(shí)玉龍1，2，翟學(xué)東4，武道吉5

(1. 哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090；2.城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，哈爾濱 150090；3.綠色化工技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱理工大學(xué))，哈爾濱 150040；4. 哈爾濱工業(yè)大學(xué) 科學(xué)與工業(yè)技術(shù)研究院， 哈爾濱 150090；5.山東建筑大學(xué) 市政與環(huán)境工程學(xué)院，濟(jì)南 250101)

為考察紫外催化過氧化氫工藝降解三氯生的降解效能，利用動(dòng)力學(xué)模型對(duì)三氯生的表觀降解速率進(jìn)行模擬.考察氧化劑投加量、三氯生濃度、NOM質(zhì)量濃度和pH對(duì)三氯生降解速率的影響.結(jié)果表明，H2O2的投加量小于1 mmol/L時(shí)，三氯生的降解速率隨H2O2濃度的增加而增加，而當(dāng)H2O2的投加量大于1 mmol/L時(shí)，由于H2O2對(duì)HO·的捕獲作用增強(qiáng)，三氯生的降解速率隨H2O2投加量的增加而降低.當(dāng)三氯生的初始濃度增加時(shí)，體系中HO·的穩(wěn)態(tài)濃度隨之降低，導(dǎo)致三氯生降解的表觀速率降低.體系中存在NOM時(shí)，三氯生的降解速率顯著降低，主要是由于NOM能夠與三氯生競爭光子和HO·.三氯生去質(zhì)子化后更快地被UV/H2O2降解，其去質(zhì)子化形態(tài)的摩爾吸光系數(shù)變大，而且其與HO·的二級(jí)反應(yīng)速率更快.通過LC/MS-MS檢測(cè)UV/H2O2氧化TCS得到6種產(chǎn)物，推測(cè)TCS的降解途徑主要是通過脫氯反應(yīng)和羥基化反應(yīng).

三氯生；紫外；過氧化氫；動(dòng)力學(xué)；模擬計(jì)算；氧化產(chǎn)物

三氯生(TCS)是羥二乙醚的氯化衍生物質(zhì)，其化學(xué)名稱為2,4,4-三氯-2-羥基-二苯醚，近幾十年來廣泛用于護(hù)理用品(如肥皂、牙膏、護(hù)膚品等)、醫(yī)療防腐劑和殺菌劑、日用產(chǎn)品(如鞋襪、塑料廚具、家用洗滌劑等)，越來越多的TCS在環(huán)境樣品甚至是母乳中被檢測(cè)出來，美國30個(gè)洲有80多條河流中檢測(cè)出TCS[1-2].TCS的辛醇-水分配系數(shù)(logKow)和有機(jī)碳-水分配系數(shù)(logKoc)分別為4.8和4.0，這表明TCS容易被生物體細(xì)胞吸收，而且其對(duì)人類乳腺癌細(xì)胞產(chǎn)生雌激素和雄激素效應(yīng)，甚至導(dǎo)致人體正常干細(xì)胞的DNA斷裂損傷[2-3].因此，TCS對(duì)人體健康有著不容忽視的危害性，針對(duì)水體中TCS去除技術(shù)的研究非常必要.

近年來，基于羥基自由基(HO·)的高級(jí)氧化工藝被廣泛應(yīng)用到水處理工藝中.HO·具有較高的氧化還原電位(E0= 2.73 V vs NHE)，能夠使有機(jī)物化學(xué)鍵斷裂甚至礦化，從而達(dá)到去除有機(jī)物的目的[4-5].紫外(UV, 254 nm)催化H2O2已被證明能夠有效地產(chǎn)生HO·并且已經(jīng)在水廠得到應(yīng)用，目前針對(duì)UV/H2O2降解TCS的研究尚少見報(bào)道.本文主要研究H2O2投加量、TCS濃度和天然有機(jī)物濃度(NOM)對(duì)TCS降解動(dòng)力學(xué)的影響，并利用動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行模擬，利用液相-質(zhì)譜聯(lián)用儀(LC-MS/MS)對(duì)UV/H2O2降解TCS的產(chǎn)物進(jìn)行分析測(cè)定，推測(cè)其反應(yīng)機(jī)理.

1 實(shí) 驗(yàn)

1.1 試劑

三氯生、N,N-二乙基-對(duì)苯二胺(DPD)、過氧化氫酶(POD)、腐殖酸 (NOM)均為ACS級(jí)，購自Sigma公司；過氧化氫(H2O2, 質(zhì)量分?jǐn)?shù)35% )、磷酸一氫鈉、磷酸二氫鈉為分析純級(jí)，購自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司；甲醇、乙腈為色譜純；其余試劑均為分析純，試劑與反應(yīng)液均用去離子水配置(Milli-pore,18 MΩ·cm).

1.2 儀器設(shè)備

紫外裝置包括光源、反應(yīng)容器和磁力攪拌器(圖1).光源采用低壓紫外汞燈(GPH212T5L/4，Heraeus，254 nm)；紫外光通過圓形管道垂直攝入反應(yīng)皿中，光強(qiáng)為0.8×10-7Einstein· L-1·s-1，反應(yīng)皿容量為100 mL，光程為4 cm.

圖1 紫外輻射裝置Fig.1 Experimental device used for the UV photolysis

1.3 分析方法

TCS利用液相色譜(HPLC, Waters 2695)進(jìn)行檢測(cè)，色譜柱為symmol/Letry C18 (4.6×150 mmol/L, 5 μm, Waters)，檢測(cè)器型號(hào)為Waters 2998，流動(dòng)相采用甲醇和1‰乙酸 (60∶40)，流速為1.0 mL/min，進(jìn)樣體積為100 μL，檢測(cè)波長為230 nm.采用DPD/POD方法檢測(cè)H2O2濃度[6]，采用pH檢測(cè)器(UB-7, Denver)檢測(cè)溶液pH，采用TOC檢測(cè)儀(Multi 3100 N/C，Shimadzu)檢測(cè)總有機(jī)碳(TOC).

TCS的氧化產(chǎn)物利用Agilent 1260高效液相色譜進(jìn)行檢測(cè).色譜柱為Agilent Poroshell 120 EC C18 (4.6×150 mmol/L, 5 μm)，流動(dòng)相為乙腈(A)和超純水(B)，流速為0.2 mL/min，流動(dòng)相梯度為A在35 min內(nèi)由10%增加到90%，并保持35 min，然后在0.1 min內(nèi)降至10%，并保持10 min.進(jìn)樣體積為10 μL.離子源為電噴霧負(fù)離子模式(ESI-)，利用母離子掃描模式進(jìn)行檢測(cè)，離子源電壓和溫度分別為- 4 500 V和500 ℃，氮?dú)饬魉贋?0 mL/min，掃描范圍為50～500 u，掃描速度為1 000 u/s，去簇電壓和入口電壓分別為-70和-10 V，碰撞電壓為-20～-100 V.

1.4 實(shí)驗(yàn)方法

配置100 mL含有一定濃度的TCS和H2O2的溶液放置到紫外裝置內(nèi)，通過紫外遮光板起始和終止反應(yīng)，每次取樣1 mL，用10 μL 0.5 mol/L 的抗壞血酸終止氧化劑，立即用液相色譜進(jìn)行檢測(cè).

1.5 模型介紹

研究模型基于穩(wěn)態(tài)動(dòng)力學(xué)假設(shè)[7]，包括：TCS的降解是由于HO·和紫外的直接光解作用；在反應(yīng)時(shí)間內(nèi)H2O2的濃度變化可忽略；HO·生成速率與消耗速率相當(dāng).

TCS在UV/H2O2體系中濃度隨時(shí)間的變化可以表示為

(1)

式中:[TCS]0為TCS初始濃度，ruv,TCS為紫外直接光解速率，kHO·,TCS為TCS和HO·反應(yīng)的二級(jí)速率常數(shù)，[HO·]ss為HO·的穩(wěn)態(tài)濃度.

ruv,TCS可由式(2)～(4)進(jìn)行計(jì)算：

kuv,TCS=φTCSI0fTCS(1-e-A0),

(2)

A0=2.303b(εTCS[TCS]0+εH2O2[H2O2]0+ εNOM[NOM]0),

(3)

(4)

式中:φTCS為TCS的量子產(chǎn)率0.34 mol·Einstein-1[8]，I0為光照強(qiáng)度0.8×10-7Einstein·L-1·s-1，fTCS為TCS的紫外吸收比例，b為紫外光路長度4 cm，εTCS、εH2O2和εNOM分別為TCS、H2O2和NOM在紫外254 nm波長下的摩爾吸光系數(shù)，分別為1 795 L·mol-1·cm-1[8]、18 L·mol-1·cm-1[7]和0.11 L·mg-1·cm-1.

體系中[HO·]ss可由式(5)～(8)計(jì)算得

(5)

式中:rHO·為HO·的生成速率，∑kHO·,S[S]0為水體中自由基捕獲劑濃度與其反應(yīng)二級(jí)速率常數(shù)乘積的加和.

rHO·=φH2O2I0fH2O2(1-e-A0),

(6)

(7)

∑kHO·,S[S]0=kHO·,TCS[TCS]0+kHO·,H2O2[H2O2]0+ kHO·,NOM[NOM]0+kHO·,H2PO4-[H2PO4-]+ kHO·,HPO42-[HPO42-].

(8)

式中：φH2O2為過氧化氫的量子產(chǎn)率(0.5 mol·Einstein-1)[7]，fH2O2為過H2O2的紫外吸收比例.

通過上述式中得到的kuv,TCS和[HO·]ss，利用式(1)可以得到TCS的表觀一級(jí)降解速率.模型中所用的速率常數(shù)見表1.

表1 UV/H2O2降解三氯生主要反應(yīng)Tab.1 Principal reactions of TCS degradation by UV/H2O2process

2 結(jié)果與討論

2.1 氧化劑投加量影響

由圖2可知，紫外直接光解TCS的表觀速率為4.06×10-4s-1，投加H2O2能夠顯著增加TCS的降解效率.當(dāng)H2O2投加量為1 mmol/L時(shí)，TCS降解的表觀速率增加到2.51×10-3s-1，但是H2O2投加量大于1 mmol/L時(shí)，TCS的降解表觀速率會(huì)隨著H2O2投加量的增加而降低，例如當(dāng)H2O2投加量為5 mmol/L時(shí)，TCS降解的表觀速率降為1.91×10-3s-1.模型結(jié)果表明，當(dāng)H2O2投加量小于1 mmol/L時(shí)，HO·氧化TCS的一級(jí)表觀速率與H2O2投加量成正相關(guān)，這主要是由于H2O2投加量的增加能夠顯著提高體系中HO·的穩(wěn)態(tài)濃度.紫外直接光解TCS的速率隨著H2O2的增加而降低，這是由于H2O2對(duì)光能的競爭作用.此外模擬結(jié)果顯示，當(dāng)H2O2投加量大于1 mmol/L時(shí)，HO·對(duì)TCS的降解貢獻(xiàn)也隨H2O2的增加而降低，這主要是由于HO·與H2O2反應(yīng)的二級(jí)速率常數(shù)高達(dá)2.7×107L·mol-1·s-1[9]，因此，H2O2投加量大時(shí)其對(duì)HO·的捕獲作用更強(qiáng).

實(shí)驗(yàn)條件：[TCS]=1 μmol/L，pH=7，I0=0.8×10-7Einstein·L-1·s-1圖2 H2O2投加量對(duì)三氯生降解效率的影響Fig.2 Impacts of H2O2dosages on the degradation efficiency of TCS

2.2 TCS濃度影響

由圖3可知，TCS濃度的增加會(huì)降低其在UV/H2O2體系中的降解速率，當(dāng)TCS的濃度由1 μmol/L增加到5 μmol/L時(shí)，TCS降解的表觀速率由2.51×10-3s-1降到1.59×10-3s-1.模擬計(jì)算結(jié)果顯示，TCS初始濃度的增加對(duì)與其紫外直接照射的速率影響不大，但其濃度的增加使得體系中HO·被更多地消耗導(dǎo)致HO·的穩(wěn)態(tài)濃度降低，從而降低了TCS的降解速率.如當(dāng)TCS的濃度由1 μmol/L增加到5 μmol/L時(shí)，式(8)得到的自由基捕獲能力(∑kHO·,S[S]0)由32 751增加到54 351，而式(5)得到的HO·穩(wěn)態(tài)濃度由3.702×10-13降到2.161×10-13mol/L.

實(shí)驗(yàn)條件：[H2O2]=1 mmol/L，pH=7，I0=0.8×10-7Einstein·L-1·s-1圖3 三氯生濃度對(duì)其降解效率的影響

Fig.3 Impacts of TCS concentration on the degradation efficiency of TCS

2.3 NOM的影響

水體中天然腐殖酸(NOM)的存在是影響高級(jí)氧化技術(shù)氧化效率的關(guān)鍵因素.由圖4可知，NOM對(duì)UV/H2O2降解TCS的抑制作用較顯著.當(dāng)NOM投加量由0.1 mg·L-1增加到2 mg·L-1時(shí)，TCS降解的表觀速率由2.418×10-3s-1迅速降到0.706×10-3s-1.模擬結(jié)果顯示,隨著NOM質(zhì)量濃度的增加，TCS在UV/H2O2體系中的直接光解作用逐漸降低，其光解速率由0.392×10-3s-1降到0.181×10-3s-1，而且HO·對(duì)TCS的降解效率也大大被抑制.這主要是由于NOM本身具有一定的吸收紫外的能力，該實(shí)驗(yàn)中所用NOM的摩爾吸光系數(shù)為0.11 L·mg-1·cm-1，從而NOM的投加使得催化H2O2和直接光解TCS的光子數(shù)減少；另一方面，NOM捕獲HO·的二級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)為1.4×104L·mg-1·s-1[10]，因此，水中NOM的存在降低了該體系中HO·的穩(wěn)態(tài)濃度，體系中沒有NOM時(shí)，通過模擬得到的HO·的穩(wěn)態(tài)濃度為3.702×10-13mol/L，當(dāng)NOM質(zhì)量濃度為2 mg·L-1時(shí)，通過模擬得到的HO·的穩(wěn)態(tài)濃度減少為0.880×10-13mol/L.實(shí)驗(yàn)條件：[TCS]=1 μmol/L, [H2O2]= 1 mmol/L，pH=7,I0=0.8×10-7Einstein·L-1·s-1

圖4 NOM質(zhì)量濃度對(duì)三氯生降解效率的影響

Fig.4 Impacts of NOM concentration on the degradation efficiency of TCS

2.4 pH影響

圖5為水體pH對(duì)UV/H2O2氧化體系降解TCS的影響.可以看出，當(dāng)pH由5增加到8時(shí)，TCS的降解速率有少許降低，由2.466×10-3s-1降到2.239×10-3s-1.由于H2O2的pKa為11.62，在pH5～8范圍內(nèi)，H2O2的形態(tài)濃度保持不變，此外體系中離子強(qiáng)度的變化不會(huì)影響HO·對(duì)TCS的降解[12]，因此，理論上TCS的降解在pH 5～8范圍內(nèi)應(yīng)該不受pH影響.而本研究中TCS的降解速率在pH5～8范圍內(nèi)隨pH增加而降低的原因可能是體系中H2PO4-和HPO42-的濃度變化.由表1中編號(hào)8和9可知，HO·與H2PO4-和HPO42-反應(yīng)的二級(jí)速率常數(shù)分別為2.0×104和1.5×105L·mol-1·s-1，當(dāng)pH由5增加到8時(shí)，體系中HPO42-的濃度由3.131×10-5mol/L增加到4.315×10-3mol/L，從而體系中背景成份對(duì)HO·的捕獲增加.但是當(dāng)水體pH增加到9時(shí)，TCS的降解速率突然增加到2.691×10-3s-1.這主要是由于TCS的pKa為8.21，當(dāng)pH為9時(shí)TCS以去質(zhì)子化形勢(shì)存在，而其摩爾吸光系數(shù)和光量子產(chǎn)率變?yōu)? 590 L·mol-1·cm-1和0.25 mol·Einstein-1，HO·與其反應(yīng)的二級(jí)速率常數(shù)也增加到1.0×1010L·mol-1·s-1.模擬結(jié)果也顯示當(dāng)pH為9時(shí)，紫外直接光解和HO·氧化TCS的表觀速率分別為7.630×10-4和3.206×10-3s-1, 而pH為5時(shí)，其僅為4.110×10-4和2.015×10-3s-1.

實(shí)驗(yàn)條件：[TCS]=1 μmol/L, [H2O2]= 1 mmol/L，I0=0.8×10-7Einstein·L-1·s-1

圖5 pH對(duì)三氯生降解效率的影響

Fig.5 Impacts of pH on the degradation efficiency of TCS

2.5 UV/H2O2氧化降解TCS產(chǎn)物分析與機(jī)理推測(cè)

利用三重四級(jí)桿串聯(lián)線性離子阱液相質(zhì)譜聯(lián)用儀(LC-MS/MS)對(duì)UV/H2O2氧化降解TCS產(chǎn)物進(jìn)行分析，采用母離子掃描模式(PIS approach)進(jìn)行檢測(cè)[11]，質(zhì)譜圖如圖6所示.

實(shí)驗(yàn)條件：[TCS]=10 μmol/L, [H2O2]=3 mmol/L，I0=0.8×10-7Einstein·L-1·s-1

圖6 LC-MS/MS測(cè)定UV/H2O2降解TCS色譜圖

Fig.6 HPLC/ESI-QqQMS PIS chromatogram of a sample containing TCS treated by UV/H2O2

結(jié)合保留時(shí)間、產(chǎn)物的質(zhì)荷比、子離子數(shù)等信息推測(cè)TCS和6個(gè)產(chǎn)物(圖6，1～6)的結(jié)構(gòu)式，結(jié)果如表2所示.研究結(jié)果表明，UV/H2O2氧化降解TCS的一系列反應(yīng)主要包括脫氯反應(yīng)和羥基化反應(yīng)，推測(cè)TCS在UV/H2O2體系中的降解反應(yīng)路徑為圖7.可以看出，UV/H2O2能夠氧化TCS脫氯產(chǎn)生小分子物質(zhì)，并有效地去除其毒性.

表2 UV/H2O2降解TCS的氧化產(chǎn)物Tab.2 Detection of oxidation products of TCS treated by UV/H2O2

圖7 UV/H2O2降解TCS反應(yīng)路徑Fig.7 Proposed reaction pathway of TCS decay by UV/H2O2process

3 結(jié) 論

1)相對(duì)于紫外直接作用，UV/H2O2能夠更有效地降解TCS，利用動(dòng)力學(xué)模型可以對(duì)TCS在該氧化體系中降解的表觀速率進(jìn)行模擬.H2O2投加量的增加能夠促進(jìn)TCS的降解，但是當(dāng)H2O2投加量大于1 mmol/L時(shí)，由于H2O2對(duì)HO·的捕獲作用增強(qiáng)，繼續(xù)增加H2O2投加量反而會(huì)使TCS的降解效率降低.

2)水中TCS濃度的增加會(huì)使得氧化體系中HO·的穩(wěn)態(tài)濃度降低，而NOM的存在一方面因?yàn)槠湔诠庾饔媒档土薚CS的直接光解效率，另一方面由于NOM對(duì)HO·的競爭作用，其對(duì)TCS的降解有較強(qiáng)的抑制作用.

3)TCS去質(zhì)子化后在UV/H2O2體系中的降解效率會(huì)顯著提高.UV/H2O2能夠通過直接光解和HO·的氧化使TCS發(fā)生脫氯反應(yīng)和羥基化反應(yīng)，從而能夠有效地降低TCS毒性.

[1] 徐海麗, 林毅, 孫倩, 等. 三氯生的生態(tài)效應(yīng)及其在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2012,7(3):225-233. XU Haili, LIN Yi, SUN Qian, et al. Ecological effects of triclosan and its transport and transformation in the environment [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2012,7(3):225-233.

[2] 李林朋, 馬慧敏, 胡俊杰, 等. 三氯生和三氯卡班對(duì)人體肝細(xì)胞DNA損傷的研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2010(12):2897-2901. LI Linpeng, MA Huimin, HU Junjie, et al. The genotoxicity of triclosan and triclocarban in human hepatocyte L02 cell [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2010(12):2897-2901.

[3] 唐麗, 孫秀發(fā), 張軍. 三氯生對(duì)大鼠脂肪代謝的影響[J]. 中國藥理學(xué)與毒理學(xué)雜志, 2002(1):70-74. TANG Li, SUN Xiufa, ZHANG Jun. Effects of triclosan on fat metabolism in rats [J]. Chinese Journal of Pharmacology and Toxicology, 2002(1):70-74.

[4] CHEN X, RICHARD J, LIU Y, et al. Ozonation products of triclosan in advanced wastewater treatment[J]. Water Research, 2012,46(7):2247-2256.

[5] 陳忠良. 三氯生光降解產(chǎn)物分析[D]. 無錫：江南大學(xué), 2008. CHEN Zhongliang. Analysis of the photodegradation products of triclosan[D]. Wuxi: Jiang Nan University, 2008.

[6] BADER H S V H J. Photometric method for the determination of low concentrations of hydrogen peroxide by the peroxidase catalyzed oxidation of N,N-diethyl-p-phenylenediamine (DPD)[J]. Water Research, 1988,22(9):1109-1115.

[7] CRITTENDEN J C, HU S, HAND D W, et al. A kinetic model for H2O2/UV process in a completely mixed batch reactor[J]. Water Research, 1999,33(10):2315-2328.

[8] CARLSON J C, STEFAN M I, PARNIS J M, et al. Direct UV photolysis of selected pharmaceuticals, personal care products and endocrine disruptors in aqueous solution[J]. Water Research, 2015,84:350-361.

[9] BUXTON G V, GREENSTOCK C L, HELMAN W P, et al. Critical Review of rate constants for reactions of hydrated electrons chemical kinetic data base for combustion chemistry. Part 3: Propane[J]. Journal of Physical and Chemical Reference Data, 1988,17(2):513.

[10]LUTZE H V, BIRCHER S, RAPP I, et al. Degradation of chlorotriazine pesticides by sulfate radicals and the influence of organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(3):1673-1680.

[11]LUO C, JIANG J, MA J, et al. Oxidation of the odorous compound 2,4,6-trichloroanisole by UV activated persulfate: Kinetics, products, and pathways[J]. Water Research, 2016,96:12-21.

[12]ZHANG T, CHEN Y, WANG Y, et al. Efficient peroxydisulfate activation process not relying on sulfate radical generation for water pollutant degradation[J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(10):5868-5875.

Degradation of triclosan by UV/H2O2：Kinetics and reaction mechanism

LUO Congwei1，2, MA Jun1，2, JIANG Jin1，2, GUAN Chaoting1，2, PANG Suyan3, SHI Yulong1,2, ZHAI Xuedong4, WU Daoji5

(1.School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China; 2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment (Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China; 3.Key Laboratory of Green Chemical Engineering and Technology of College of Heilongjiang Province (Harbin University of Science and Technology), Harbin 150040, China; 4.School of Science and Industrial Technology, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China； 5.School of Municipal and Environmental Engineering, Shandong Jianzhu University, Jinan 250101, China)

The aim of this work is to investigate the transformation efficiency of triclosan (TCS) at the wavelength of 254 nm in the presence of H2O2. The effects of oxidant dosage, TCS concentration, NOM, and pH were evaluated. Most of these kinetic results could be described by a steady-state kinetic model. Increasing dosage of H2O2increased the observed pseudo-first-order rate constant for TCS degradation (kobs) when H2O2<1 mmol/L. However, when H2O2>1 mmol/L,kobsdecreased with H2O2dosage increased due to the effects of radical scavenging by H2O2. Increasing concentration of TCS decreased the steady-state concentration of HO·. The presence of NOM significantly decreasedkobsdue to the effects of UV absorption and radical scavenging. When pH=9,kobswas higher than that when pH=5-7. This could be attributed that the deprotonated TCS was more reactive than protonated TCS. Six products were detected in TCS treated by UV/H2O2. A tentative pathway was proposed, where dechlorination and hydroxylation reaction were involved.

triclosan; UV; H2O2; kinetics; modeling; oxidation products

10.11918/j.issn.0367-6234.2017.02.005

2016-08-03

國家自然科學(xué)基金(51578203，51378141)；黑龍江省應(yīng)用技術(shù)研究與開發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(PS13H05)；城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金(HIT, 2016DX04)；中國博士后科學(xué)基金(2015T80366)

羅從偉(1988—)，男，博士研究生； 馬 軍(1962—)，男，博士生導(dǎo)師，長江學(xué)者特聘教授

馬 軍，majunhit@126.com

TU991.2

A

0367-6234(2017)02-0026-06