亚洲免费av电影一区二区三区,日韩爱爱视频,51精品视频一区二区三区,91视频爱爱,日韩欧美在线播放视频,中文字幕少妇AV,亚洲电影中文字幕,久久久久亚洲av成人网址,久久综合视频网站,国产在线不卡免费播放

        ?

        樹脂負(fù)載FeIII/CuII非均相光Fenton體系降解羅丹明B模擬廢水研究

        2017-10-30 00:43:58劉保鋒王麗童晨
        湖北農(nóng)業(yè)科學(xué) 2017年18期
        關(guān)鍵詞:降解

        劉保鋒 王麗 童晨

        摘要:采用浸漬法制備負(fù)載有Fe(III)/Cu(II)、Fe(III)和Cu(II)的陽離子交換樹脂(R)催化劑,在H2O2和節(jié)能燈照射條件下降解羅丹明B(RhB)模擬印染廢水。在H2O2濃度為20 mmol/L、曝氣、30 ℃和光照條件下,0.05 g/L Fe(III)/Cu(II)/R催化劑在29 h內(nèi)將20 mg/L的RhB溶液降解完全,30 h后COD去除率為73.7%,且Fe(III)/Cu(II)/R催化劑具有最大的反應(yīng)速率。Fe(III)/Cu(II)/R催化劑的穩(wěn)定試驗(yàn)和重復(fù)試驗(yàn)表明,該催化劑在78 h光催化反應(yīng)后,溶液中含有的Fe(III)和Cu(II)濃度分別為0.5和0.2 mg/L,且在連續(xù)使用6次后仍具有較高的催化效率。Fe(III)/Cu(II)/R催化劑對(duì)RhB的較高催化性能主要?dú)w因于鐵、銅離子間的協(xié)同作用及光照的共同作用。

        關(guān)鍵詞:非均相Fenton;羅丹明B;離子交換樹脂;降解

        中圖分類號(hào):X791.031 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼:A 文章編號(hào):0439-8114(2017)18-3461-07

        DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2017.18.018

        Abstract: The catalysts of Fe(III)/Cu(II), Fe(III) and Cu(II) with cation exchange resin (R) as support were prepared by a wet impregnation method and then employed for the degradation of Rhodamine B(RhB) with H2O2 under UV-Vis light irradiation. 20 mg/L RhB was completely oxidized by 0.05 g/L Fe(III)/Cu(II)/R catalyst after 29 h with 20 mmol/L H2O2,aeration, 30 ℃ and UV-Vis light irradiation, the COD removal efficiency was 73.7% after 30 h. The RhB degradation follows the zero-order dynamic equation and the reaction rate constant of Fe(III)/Cu(II)/R was the biggest. The amount of Fe(III) and Cu(II) ions in the solution were nearly achieved 0.5 and 0.2 mg/L after the catalyst 78 h photocatalytic reaction, respectively,and the Fe(III)/Cu(II)/R catalyst still had a good catalytic activity after reusing for 6 times. The high catalytic activity of the Fe(III)/Cu(II)/R catalyst was attributed to the cooperation effect of Fe(III) and Cu(II) with light.

        Key words: heterogeneous Fenton; Rhodamine B; ion exchange resin; degradation

        染料是現(xiàn)代生活不可缺少的物質(zhì),其種類隨著科技的發(fā)展逐漸增多,結(jié)構(gòu)也是越來越復(fù)雜、難降解,在生產(chǎn)和使用過程中不可避免的產(chǎn)生大量的對(duì)環(huán)境有害的印染廢水。羅丹明B是其中應(yīng)用廣泛和難降解的重要代表之一。Fenton反應(yīng)是一種高效率的高級(jí)氧化技術(shù),其氧化機(jī)理歸因于Fe(II)和H2O2可產(chǎn)生具有僅次于氟氧化性的羥基自由基·OH[1]。但為獲得高的催化氧化效率,往往需要向Fenton體系中加入大量的溶解態(tài)鐵(>10 mg/L)[2-4],這遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002,0.3 mg/L)。且Fenton體系在強(qiáng)酸性(pH 3)條件下才具有最佳的反應(yīng)速率。為克服Fenton體系這一缺點(diǎn),發(fā)展了非均相Fenton體系,其利用不同載體固載鐵離子來避免溶液中的鐵離子濃度超標(biāo),如沸石[5]、黏土[6]、Nafion膜[7]、海藻酸鈉[8]和離子交換樹脂[9]等。而非均相Fenton體系的催化效率會(huì)比同等條件下的均相Fenton體系弱,通過摻雜過渡金屬元素能提高載鐵催化劑的催化能力,如摻雜Cu(II)[10]后,由于Fe(III)和Cu(II)的協(xié)同作用可提高其催化活性。

        Dukkanci等[11]用ZSM-5作為載體負(fù)載鐵、銅離子比單獨(dú)負(fù)載Fe(III)或者Cu(II)的催化劑有更高的催化性能;溶蝕鐵、銅離子濃度分別為0.5和12.3 mg/L。Lam等[12]用MCM-41作為鐵、銅離子的載體,0.3 mmol/L Orange II溶液的TOC去除率在pH為3.0、5.5和7.0下分別為93%、83%和78%,溶蝕鐵、銅離子濃度最多分別為0.46和0.54 mg/L,Cu-Fe/PAN纖維[13],F(xiàn)e-Cu/有序介孔炭材料[14]和Fe-Cu-Al/黏土[15]等具有類似催化效果。但是這些研究仍然存在由于金屬離子溶蝕而造成的二次污染,或者由于載體過于細(xì)小而使得溶液濁度上升等問題。因此,發(fā)展一種大顆粒、高效率和無二次污染的非均相Fenton催化劑就尤為重要。

        本試驗(yàn)以羅丹明B作為模擬廢水。大孔陽離子交換樹脂因具有大孔徑、高表面積等特點(diǎn)而經(jīng)常用作活性鐵物質(zhì)的載體,但人們?cè)谥苽浯呋瘎r(shí),為增加比表面積,往往將此類樹脂碾磨,從而再次引起濁度問題[16-18]。為此,本試驗(yàn)中的陽離子交換樹脂不碾磨直接作為鐵、銅離子的載體,保持大顆粒狀態(tài)以避免濁度問題,同時(shí)也能更好地控制金屬離子的溶蝕及使催化劑更容易分離。此外,為了進(jìn)一步提高非均相Fenton體系的氧化效率,引入節(jié)能燈照射,相比汞燈、氙燈,節(jié)能燈不僅可以降低成本,且對(duì)人體無害,對(duì)環(huán)境友好。endprint

        1 材料與方法

        1.1 試劑與儀器

        大孔強(qiáng)酸性陽離子交換樹脂D001(浙江爭(zhēng)光實(shí)業(yè)股份公司),H2O2(30%),羅丹明B,氯化鐵、氯化銅和異丙醇等為分析純。去離子水作為試驗(yàn)用水,電導(dǎo)率為1.672 4 μs/cm。節(jié)能燈光譜用光譜儀(AvaSpec-ULS2048-USB2)測(cè)定,結(jié)果(圖1)表明,節(jié)能燈如同日光一樣擁有大量的可見光和少量的紫外光,最高峰值波長(zhǎng)為435和545 nm。

        1.2 催化劑制備

        樹脂分別用1 mol NaOH和1 mol/L HCl浸泡12 h,用去離子水清洗,重復(fù)3次以去除樹脂上的雜質(zhì),在50 ℃下烘24 h。取9 g預(yù)處理好的樹脂加入到10 mL含有1 mol/L FeCl2和0.5 mol/L CuCl2溶液中,攪拌24 h后用去離子水清洗干凈,致檢測(cè)不出鐵、銅離子。最后,在50 ℃下烘干24 h,鐵、銅負(fù)載摩爾比為2∶1的催化劑制備好后密封保存。其他催化劑制備過程類似。

        1.3 Photo-Fenton試驗(yàn)

        將0.05 g/L催化劑加入到200 mL的20 mg/L RhB溶液中吸附48 h,吸附率基本為9.7%。再向30 ℃并曝氣的RhB溶液中加入H2O2后開始光降解試驗(yàn),80 W節(jié)能燈作為光源,距離錐形瓶中的液面15 cm。每隔一段時(shí)間測(cè)定吸光度,計(jì)算降解率時(shí)扣除吸附率。溶液的pH在沒有說明的情況下不需調(diào)節(jié),初始pH為8.3。

        RhB的濃度用UNIC-7200分光光度計(jì)在554 nm處測(cè)定,F(xiàn)e(III)濃度用鄰菲羅啉法測(cè)定,Cu(II)濃度采用新銅試劑分光光度法測(cè)定,COD用重鉻酸鉀微波消解法測(cè)定。催化劑采用Quanta 450 FEG掃描電鏡(SEM-EDS)、傅里葉紅外光譜儀(FTIR-Nicolet 6700)分別進(jìn)行測(cè)試表征。

        2 結(jié)果與分析

        2.1 單因素研究

        Fe(III)/Cu(II)/R非均相光Fenton體系中鐵、銅離子負(fù)載摩爾比、初始pH、催化劑用量、初始H2O2濃度、初始底物濃度、溫度和曝氣等條件都會(huì)影響體系對(duì)RhB的降解。因此,可進(jìn)一步評(píng)估各個(gè)因素對(duì)底物去除的影響。

        從圖2A可知,少量負(fù)載Cu(II)會(huì)提高催化劑的催化性能,但超過一定比例反而會(huì)降低催化劑的催化性能,通過比較反應(yīng)速率常數(shù)和降解效率,可知鐵、銅離子最佳摩爾比為2∶1。

        pH會(huì)影響Fenton反應(yīng)的反應(yīng)速率,從圖2B可知,當(dāng)pH為3時(shí)具有最高的反應(yīng)速率,之后隨著pH增加反應(yīng)速率逐漸減小,這是因?yàn)樗嵝詶l件有利于·OH的生成。然而當(dāng)pH為8時(shí),催化劑仍然具有可觀的催化活性,說明該催化劑在廣泛pH范圍中仍有較好的適用性。

        Fe(III)/Cu(II)/R催化劑用量對(duì)RhB降解的影響如圖2C所示,反應(yīng)速率會(huì)隨著催化劑用量的增加而增大,但是在超過20 mg時(shí),增加就不是很明顯。這是因?yàn)榇呋瘎┯昧吭黾訒r(shí),生成的·OH也會(huì)增加,當(dāng)增加到一定程度時(shí),·OH會(huì)相互反應(yīng)抵消,因此反應(yīng)速率就不會(huì)明顯提高。因此,從成本和催化效率角度考慮,采用10 mg作為最佳催化劑用量。

        由圖2D可知,反應(yīng)速率隨會(huì)隨著H2O2濃度的增加而先增加后減小,在H2O2為20 mmol/L時(shí)有最高的分解效率,這可以用·OH的消除作用來解釋。

        初始底物濃度從10 mg/L到25 mg/L,反應(yīng)24 h后對(duì)應(yīng)的降解率分別從94.7%降低至66.4%(圖3A)。這是因?yàn)樯傻摹H量是一定的,當(dāng)?shù)孜镌黾訒r(shí),與·OH反應(yīng)的底物分子比例也減小,因此底物的降解率就會(huì)降低[19]。但是反應(yīng)速率反而會(huì)增加,這是因?yàn)榈孜餄舛仍黾?,底物分子?jìng)爭(zhēng)加劇,與·OH的反應(yīng)也會(huì)加快,進(jìn)而反應(yīng)速率增加。

        從圖3B可知,反應(yīng)速率隨著溫度增加而快速增加。然而,隨著溫度的升高,H2O2的熱分解速率也會(huì)上升,因此RhB降解速率受·OH生成速率和H2O2熱分解的競(jìng)爭(zhēng)所控制[20],考慮成本和試驗(yàn)條件,選擇30 ℃作為反應(yīng)溫度。通過阿倫尼烏斯方程計(jì)算,反應(yīng)活化能為81.94 KJ/mol。

        由圖3C和圖3D可知,曝氣條件下的底物降解效率和溶解氧量都比磁力攪拌的更高,說明溶解氧會(huì)提高底物的氧化,這是因?yàn)檠醴肿訒?huì)和中間產(chǎn)物結(jié)合生成新的氧化物進(jìn)而加快底物的礦化[21]。因此,曝氣可作為輔助手段提高RhB的降解效率。

        2.2 RhB降解對(duì)比試驗(yàn)

        不同催化劑對(duì)RhB的降解曲線見圖4。由圖4可知,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R催化劑在同等條件下具有最好的催化效率,反應(yīng)29 h后RhB被完全分解。由動(dòng)力學(xué)計(jì)算結(jié)果(表1)可知,RhB降解過程符合零級(jí)動(dòng)力學(xué)方程。Fe(III)/Cu(II)/R的反應(yīng)速率較Fe(III)/R高16.5%。表明樹脂混合負(fù)載鐵、銅離子的催化劑較單獨(dú)負(fù)載鐵、銅離子具有更好的光催化能力[11,22]。

        由圖5a可知,前48 h為吸附過程,之后24 h為分解過程。RhB的特征吸收峰554 nm快速下降,在67 h時(shí)基本消失,同時(shí)吸收峰發(fā)生藍(lán)移現(xiàn)象,從554 nm變?yōu)?44 nm,說明在RhB降解過程中發(fā)生了兩種氧化過程,一是RhB的共軛結(jié)構(gòu)被破壞,表現(xiàn)為554 nm處吸收峰不斷下降;二是去甲基化,表現(xiàn)為吸收峰的藍(lán)移。Hong等[23]同樣發(fā)現(xiàn)在零價(jià)鐵/H2O2/檸檬酸/曝氣及光照體系對(duì)RhB降解過程中發(fā)生了去甲基化現(xiàn)象。圖5b顯示COD去除率在反應(yīng)過程中一直都小于RhB的降解率,這是因?yàn)榻到膺^程中還有一些中間產(chǎn)物沒有完全分解成水和CO2。

        2.3 催化劑穩(wěn)定性試驗(yàn)

        有效控制金屬離子的溶蝕是非均相Fenton試劑成功的關(guān)鍵。Fe(III)/Cu(II)/R催化劑在使用過程中的溶解態(tài)鐵、銅含量如圖6所示。在吸附階段,溶解態(tài)鐵、銅的濃度分別小于0.2和0.1 mg/L,說明Fe(III)/Cu(II)/R催化劑雖然會(huì)發(fā)生溶蝕,但含量小于地下水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。在降解完成后,溶解態(tài)鐵、銅的濃度分別為0.5和0.2 mg/L,總鐵濃度含量超過標(biāo)準(zhǔn),但相對(duì)于其他文獻(xiàn)報(bào)道的單位時(shí)間溶蝕量更少[16,24,25]。因此選擇浸漬法制備Fe(III)/Cu(II)/R催化劑是一種經(jīng)濟(jì)可行的方法。endprint

        反應(yīng)34 h后的催化劑從溶液中分離并且用去離子水清洗,然后重新投入新反應(yīng)液中,重復(fù)5次,結(jié)果如圖7所示。催化劑對(duì)RhB的催化能力在逐次使用后發(fā)生遞減,但是在使用6次后,RhB的降解效率仍能超過80%。因此,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R催化劑具有較好的抑制金屬離子溶蝕的能力和良好的重復(fù)使用性。

        R、Fe(III)/R、Fe(III)/Cu(II)/R和使用Fe(III)/Cu(II)/R等后的SEM(掃描電子顯微鏡)掃描圖如圖8所示。對(duì)圖8A和圖8B比較可知,在負(fù)載鐵、銅離子后,樹脂表面變得光滑,表明鐵、銅離子均勻分布在樹脂表面。Zhao等[26]通過SEM圖的比較確定β-FeOOH存在樹脂表面。比較圖8C和圖8D可知,反應(yīng)過后樹脂表面變得更為粗糙,說明在降解過程中,H2O2會(huì)對(duì)樹脂發(fā)生一定的腐蝕,表2的EDS結(jié)果也反映類似的現(xiàn)象,鐵、銅離子會(huì)負(fù)載于樹脂表面,但是在反應(yīng)過后,鐵、銅離子比下降,這也是催化劑隨著使用次數(shù)增加催化性能逐次降低的主要原因。

        紅外光譜見圖9。由圖9可知,1 183和1 040 cm-1的吸收峰反映的是樹脂表面磺酸基團(tuán)的不對(duì)稱伸縮振動(dòng)和對(duì)稱伸縮振動(dòng)[19]。針對(duì)1 183 cm-1峰,F(xiàn)e(III)/R和Fe(III)/Cu(II)/R催化劑明顯分別分裂成1 217、1 163 cm-1和1 213、1 169 cm-1,說明Fe(III)或者Cu(II)通過與樹脂表面的磺酸基團(tuán)絡(luò)合而負(fù)載樹脂表面,進(jìn)而使得S=O鍵的振動(dòng)吸收峰發(fā)生分裂[27],反應(yīng)后這種峰的分裂現(xiàn)象仍然存在,說明鐵、銅離子仍然存在催化劑表面。

        2.4 反應(yīng)機(jī)理探究

        為了評(píng)估單因素的貢獻(xiàn)和進(jìn)一步探討其反應(yīng)機(jī)理,分別進(jìn)行對(duì)比試驗(yàn)(表3)和淬滅試驗(yàn)(圖10)。

        單純的樹脂在H2O2和光照條件下對(duì)RhB的反應(yīng)速率為0.151 1 mol/(L·h),RhB減少的部分主要是由H2O2、光照和吸附造成的,說明鐵、銅離子引起的Fenton反應(yīng)才是降解RhB的關(guān)鍵。在沒有催化劑條件下,H2O2和光照單獨(dú)或者聯(lián)合作用都對(duì)底物降解沒有多大的貢獻(xiàn)。在無光照條件下,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R催化劑的催化性能明顯較具有光照的低了許多,說明光照能促進(jìn)·OH的產(chǎn)生,進(jìn)而加快底物的分解。

        為了鑒別RhB降解過程中起到主要作用的活性物質(zhì)種類,分別向Fe(III)/Cu(II)/R和Fe(III)/R加入·OH淬滅劑異丙醇,結(jié)果見圖10。異丙醇能與·OH快速反應(yīng),而對(duì)HO2·反應(yīng)比較微弱[28],因此常常被用作·OH淬滅劑。對(duì)比Fe(III)/Cu(II)/R的淬滅試驗(yàn)可知,·OH在RhB降解過程中起到主要作用,但是在加入淬滅劑后RhB降解率和反應(yīng)常數(shù)仍有46.5%和0.3 mol/L·h,類似的結(jié)果在Fe(III)/R淬滅試驗(yàn)可得。從中可推測(cè)在反應(yīng)過程中還有其他氧化物對(duì)RhB降解起到貢獻(xiàn)作用,如HO2·。此外加入淬滅劑后,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R和Fe(III)/R的催化性能基本差別小,說明Cu(II)的摻入主要是加快了·OH的生成。

        根據(jù)以上試驗(yàn)結(jié)果,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R催化劑降解RhB的反應(yīng)機(jī)理可以初步得出。H2O2首先吸附在催化劑表面上,氧化Fe(III)成Fe(II),生成的Fe(II)和H2O2發(fā)生Fenton反應(yīng)生成·OH和Fe(III)(反應(yīng)式(1)和(2))[29],從而完成 Fe(III)/Fe(II)循環(huán)。

        Fe(III)+H2O2→Fe(II)+HO2·+H+ k=0.003 M-1s-1 (1)

        Fe(II)+H2O2→Fe(III)+·OH+OH- k=76 M-1s-1 (2)

        類似于Fe(II),Cu(I)也會(huì)和H2O2反應(yīng)生成 Cu(II)和·OH(反應(yīng)式(3)和(4))[30]。此外Fe(III)和Cu(I)發(fā)生反應(yīng)生成Fe(II)和Cu(II)(反應(yīng)式(5))[31],完成Fe(III)/Fe(II)循環(huán)和Cu(II)/Cu(I)循環(huán),導(dǎo)致·OH的生成速率加快。

        Cu(I)+H2O2→Cu(II)+·OH+OH- k=1.0×104 M-1s-1

        (3)

        Cu(II)+H2O2→Cu(I)+HO2·+H+ k=1.15×10-6 M-1s-1

        (4)

        Fe(III)+Cu(I)→Fe(II)+Cu(II) k=4×107 M-1s-1(5)

        在Photo-Fenton反應(yīng)中,激發(fā)態(tài)的染料分子可以在催化劑表面與Fe(III)反應(yīng)生成Fe(II),加速Fe(II)的生成速率(反應(yīng)式(6)和(7))[32],這可以作為Fe(III)/Fe(II)循環(huán)的額外途徑,最終能提高·OH的生成速率。此外Cu(II)也能與激發(fā)態(tài)染料分子發(fā)生類似的反應(yīng)(反應(yīng)式(8))[13]。

        Dye■Dye* (6)

        Dye*+Fe(III)→Fe(II)+Dye+ (7)

        Dye*+Cu(II)→Cu(I)+Dye+ (8)

        Dye+(Dye)+·OH→Degradation products (9)

        因此,F(xiàn)e(III)/Cu(II)/R催化劑對(duì)RhB有較高的催化性能主要是由于鐵、銅離子間的協(xié)同作用和光照的共同作用。

        3 小結(jié)

        采用浸漬法制備的Fe(III)/Cu(II)/R催化劑對(duì)RhB有良好的降解效率和重復(fù)利用性,且催化劑能較好的控制金屬離子的溶蝕。溫度、pH和光照對(duì)催化劑的催化性能影響較大,相比單獨(dú)負(fù)載鐵、銅離子的催化劑,混合負(fù)載的催化劑由于鐵、銅離子間的協(xié)同作用具有更好的催化效率。協(xié)同作用機(jī)制是因?yàn)镃u(II)的加入,能促進(jìn)Fe(III)/Fe(II)循環(huán)和增加Cu(II)/Cu(I)循環(huán),進(jìn)而加快·OH的生成速率。Fe(III)/Cu(II)/R催化劑由于其低成本、易制備、易分離、高效率和穩(wěn)定性好等優(yōu)勢(shì),是一種潛在的理想非均相Fenton試劑。endprint

        參考文獻(xiàn):

        [1] BANDARA J,MORRISON C,KIWI J,et al. Degradation/decoloration of concentrated solutions of Orange II. Kinetics and quantum yield for sunlight induced reactions via Fenton type reagents[J].Journal of Photochemistry and Photobiology A-Chemistry,1996,99:57-66.

        [2] AY F,CATALKAYA E C,KARGI F. A statistical experiment design approach for advanced oxidation of Direct Red azo-dye by photo-Fenton treatment[J].Journal of Hazardous Materials,2009,162:230-236.

        [3] RODRIGUEZ-CHUECA J,AMOR C,F(xiàn)ERNANDES J R,et al. Treatment of crystallized-fruit wastewater by UV-A LED photo-Fenton and coagulation flocculation[J].Chemosphere,2016, 145:351-359.

        [4] YAMAL-TURBAY E,ORTEGA E,CONTE L O,et al. Photonic efficiency of the photodegradation of paracetamol in water by the photo-Fenton process[J].Environmental Science and Pollution Research,2015,22(2):938-945.

        [5] BOSSMANN S H,OLIVEROS E,G?魶B S,et al. Degradation of polyvinyl alcohol(PVA) by homogeneous and heterogeneous photocatalysis applied to the photochemically enhanced Fenton reaction[J].Water Science and Technology,2001,44(5):257-262.

        [6] HADJLTAIEF H B,ZINA M B,GALVEZ M E,et al. Photo-Fenton oxidation of phenol over a Cu-doped Fe-pillared clay[J].Comptes Rendus Chimie,2015,18(10):1161-1169.

        [7] GUMY D,F(xiàn)ERN?魣NDEZ-IB?魣?譙EZ P,MALATO M,et al. Supported Fe/C and Fe/Nafion/C catalysts for the photo-Fenton degradation of Orange II under solar irradiation[J].Catalysis Today,2005, 101(3-4):375-382.

        [8] FERNANDEZ J,DHANANJEYAN M R,KIWI J,et al. Evidence for Fenton photoassisted processes mediated by encapsulated Fe ions at biocompatible pH values[J].Journal of Physical Chemistry B,2000,104(22):5298-5301.

        [9] CHENG M M,MA W H,LI J,et al. Visible-light-assisted degradation of dye pollutants over Fe(III)-loaded resin in the presence of H2O2 at neutral pH values[J].Environmental Science & Technology,2004,38(5):1569-1575.

        [10] FAN B,LI H Y,F(xiàn)AN W B,et al. Oxidation of cyclohexane over iron and copper salen complexes simultaneously encapsulated in zeolite Y[J].Applied Catalysis A-General,2008,340(1):67-75.

        [11] DUKKANCI M,GUNDUZ G,YILMAZ S,et al. Characterization and catalytic activity of CuFeZSM-5 catalysts for oxidative degradation of Rhodamine 6G in aqueous solutions[J].Applied Catalysis B-Environmental,2010,95(3-4):270-278.

        [12] LAM F L Y,HU X. pH-insensitive bimetallic catalyst for the abatement of dye pollutants by Photo-Fenton oxidation[J].Industrial & Engineering Chemistry Research,2013,52(20):6639-6646.endprint

        [13] HAN Z B,DONG Y C,DONG S M. Copper-iron bimetal modified PAN fiber complexes as novel heterogeneous Fenton catalysts for degradation of organic dye under visible light irradiation[J].Journal of Hazardous Materials,2011,189(1-2):241-248.

        [14] XIA M,LONG M C,YANG Y D,et al. A highly active bimetallic oxides catalyst supported on Al-containing MCM-41 for Fenton oxidation of phenol solution[J].Applied Catalysis B-Environmental,2011,110:118-125.

        [15] TIMOFEEVA M N,KHANKHASAEVA S T,TALSI E P,et al. The effect of Fe/Cu ratio in the synthesis of mixed Fe,Cu,Al-clays used as catalysts in phenol peroxide oxidation[J].Applied Catalysis B-Environmental,2009,90(3-4):618-627.

        [16] HUANG Y P,LI J,MA W H,et al. Efficient H2O2 oxidation of organic pollutants catalyzed by supported iron sulfophenylporphyrin under visible light irradiation[J].Journal of Physical Chemistry B,2004,108(22):7263-7270.

        [17] LIOU R M,CHEN S H,HUNG M Y,et al. Fe(III) supported on resin as effective catalyst for the heterogeneous oxidation of phenol in aqueous solution[J].Chemosphere,2005,59(1):117-125.

        [18] LIOU R M,CHEN S H,HUANG C H,et al. Catalytic wet peroxide oxidation of p-nitrophenol by Fe(III) supported on resin[J].Water Science and Technology,2010,62(8):1879-1887.

        [19] PRABHU S M,MEENAKSHI S. Effect of metal ions loaded onto iminodiacetic acid functionalized cation exchange resin for selective fluoride removal[J].Desalination and Water Treatment,2014,52(13-15):2527-2536.

        [20] DUBEY A,RIVES V,SRINIVASAN K,et al. Catalytic hydroxylation of phenol over ternary hydrotalcites containing Cu, Ni and Al[J].Journal of Molecular Catalysis a-Chemical,2002, 181(1-2):151-160.

        [21] P?魪REZ-MOYA M,TORRADES F,GARC?魱A-HORTAL J A,et al. Removal of organic contaminants in paper pulp treatment effluents under Fenton and photo-Fenton reactions[J].Applied Catalysis B-Environmental,2002,36(1):63-74.

        [22] YIP A C K,LAM F L Y,HU X J,et al. Novel bimetallic catalyst for the photo-assisted degradation of Acid Black 1 over a broad range of pH[J].Chemical Engineering Science,2007, 62(18-20):5150-5153.

        [23] HONG J,LU S J,ZHANG C X,et al. Removal of Rhodamine B under visible irradiation in the presence of Fe-O, H2O2, citrate and aeration at circumneutral pH[J].Chemosphere,2011,84(11):1542-1547.

        [24] MELERO J A,CALLEJA G,CASTILLEJO F M,et al. Nanocomposite of crystalline Fe2O3 and CuO particles and mesostructured SBA-15 silica as an active catalyst for wet peroxide oxidation processes[J].Catalysis Communications,2006,7(7):478-483.endprint

        [25] GAO Y W,WANG Y,ZHANG H,et al. Removal of Rhodamine B with Fe-supported bentonite as heterogeneous photo-Fenton catalyst under visible irradiation[J].Applied Catalysis B-Environmental,2015,178:29-36.

        [26] ZHAO Y P,HU J Y,CHEN H B,et al. Elimination of estrogen and its estrogenicity by heterogeneous photo-Fenton catalyst beta-FeOOH/resin[J].Journal of Photochemistry and Photobiology a-Chemistry,2010,212(2-3):94-100.

        [27] VISWANATHAN N,MEENAKSHI S. Role of metal ion incorporation in ion exchange resin on the selectivity of fluoride[J].Journal of Hazardous Materials,2009,162(2-3):920-930.

        [28] HWANG S C,HULING S G,KO S. Fenton-like degradation of MTBE: Effects of iron counter anion and radical scavengers[J].Chemosphere,2010,78(5):563-568.

        [29] ZHANG X Y,DING Y B,TANG H Q. Degradation of bisphenol A by hydrogen peroxide activated with CuFeO2 microparticles as a heterogeneous Fenton-like catalyst: Efficiency, stability and mechanism[J].Chemical Engineering Journal,2014,236:251-262.

        [30] BRILLAS E,BA?譙OS M A,CAMPS S. Catalytic effect of Fe2+,Cu2+ and UVA light on the electrochemical degradation of nitrobenzene using an oxygen-diffusion cathode[J].New Journal of Chemistry,2004,28(2):314-322.

        [31] DAVID L S,JURG H. Oxidation of S(IV) in atmospheric water by photooxidants and iron in the presence of copper[J].Environmental Science & Technology,1994,28:1898-1906.

        [32] ZHAO X T,DONG Y C,CHENG B W. Removal of textile dyes from aqueous solution by heterogeneous photo-fenton reaction using modified PAN nanofiber Fe complex as catalyst[J].International Journal of Photoenergy,2013,2013:1-9.endprint

        猜你喜歡
        降解
        環(huán)保酵素對(duì)田間種植蔬菜殘留農(nóng)藥的降解作用
        亞硝酸鹽降解進(jìn)展研究
        土壤中多菌靈污染及修復(fù)技術(shù)研究現(xiàn)狀
        紅外光譜結(jié)合元素分析法研究SRB對(duì)煤的降解
        污水處理生物技術(shù)探討
        四環(huán)素類抗生素的環(huán)境行為研究進(jìn)展
        科技視界(2016年11期)2016-05-23 08:07:47
        微生物對(duì)垃圾滲濾液中胡敏酸降解和形成的影響
        科技視界(2016年7期)2016-04-01 09:39:11
        甲氰菊酯微生物降解的研究進(jìn)展
        固定化HPR催化降解染料廢水中的剛果紅
        一株牛瘤胃耐酸纖維素降解細(xì)菌的篩選、鑒定及酶學(xué)特性分析
        蜜桃伦理一区二区三区| 先锋中文字幕在线资源| 成年女人色毛片| 国产一区二区三区在线观看免费| 精品中文字幕制服中文| 亚洲人av毛片一区二区| 亚洲丝袜美腿精品视频| 欧美日韩在线视频| 国产l精品国产亚洲区久久| 亚洲综合久久成人a片| 国内视频一区| 亚洲精品综合久久国产二区| 中文字幕精品人妻在线| 熟妇熟女乱妇乱女网站| 亚洲av第一页国产精品| 日本久久久久| 蜜桃色av一区二区三区麻豆| 国产在线观看视频一区二区三区 | 久久99精品综合国产女同| 国产av无码专区亚洲av果冻传媒| 中文字幕aⅴ人妻一区二区| 日韩精品无码久久久久久| 国产精品一区二区AV不卡| 一区二区三区在线观看人妖| 久久99精品久久久久久琪琪| 熟妇丰满多毛的大隂户| 国产男女插插一级| 美腿丝袜中文字幕在线观看| 人妻少妇满足中文字幕| 国内成+人 亚洲+欧美+综合在线| 中国精学生妹品射精久久| 婷婷成人亚洲综合国产| 中文字幕一区二区av| 国产亚洲成av人片在线观黄桃| 国产乱子乱人伦电影在线观看| 69国产成人综合久久精| 亚洲av资源网站手机在线| 色窝窝无码一区二区三区| 亚洲日本在线电影| 久久免费视亚洲无码视频| 亚洲综合偷拍一区二区|