湖水净化研究进展

本文介绍了湖泊治理的研究进展.介绍了传统的物理、化学、生物等技术,提出利用太阳光中的紫外辐射的光化学方法.认为利用太阳能激发光催化剂和臭氧来处理湖水中的污染物,是一种新兴的、有效的水处理技术.尽管以日光能为驱动力的高级氧化技术在总体上尚处于实验研究阶段,但是有良好的应用前景.     

面向工业废水处理的催化电极及燃料电池耦合体系

随着我国工业化水平的提高,工业废水的高效节能处理成为废水资源化与能源化进程中的重点和难点.工业废水中常含有难降解或有毒的有机污染物,水质复杂、可生化性差,采用传统废水处理技术(生物法、物化法等)难以实现高效处理和达标排放,残留毒物排入水体带来环境生态风险.电化学技术借助电场作用产生强氧化性物质,氧化去除难降解有机污染物,但去除效率较低、能耗及运行成本较高,限制了其在实际废水处理中的应用.高活性催化电极在结构、形貌、组成的优化进展,为构建以难降解污染物为燃料的新型燃料电池及废水处理体系提供了新的可能.本文围绕催化电极及燃料电池废水处理体系,综述了新型电极材料的制备、优化,探讨了基底、活性成分及其负载方式对催化电极和体系性能的影响;归纳了基于光催化燃料电池和微生物燃料电池的污染物催化降解及实际或模拟废水处理体系的研究进展,并对该类耦合体系的规模化应用作了展望.新型催化电极的开发和耦合燃料电池体系的优化设计,有望推动该技术在高效、节能实际(工业)废水处理中的应用.     

全氟辛酸(PFOA)降解和矿化方法评述

全氟辛酸(perfluorooctanoic acid,PFOA)是环境中广泛存在的一类持久性有机污染物,具有生物蓄积和难降解的特征.PFOA的降解和矿化是当前环境技术研究的热点之一.本文针对不同的PFOA降解技术,以PFOA的矿化和无害化处理为目标,详细分析了不同技术的化学过程机制.在此基础上讨论各技术的影响因素,从降解效率、矿化能力(脱氟效率)、二次污染、能耗和成本等因素讨论了各技术的优势和局限.最后总结了PFOA降解的一般化学过程,讨论了当前研究的一些不足之处,并提出了PFOA降解技术的发展方向和趋势.     

催化臭氧净水过程中催化材料晶面的作用

非均相臭氧催化氧化(heterogeneous catalytic ozonation, HCO)技术在难降解有机物去除和提高废水可生化性方面应用广泛.非均相金属氧化物是稳定有效的HCO材料.通过晶面调控手段,可改变金属氧化物催化材料表面原子排列顺序,从而暴露出特定晶面.晶体暴露的晶面种类与比例可显著影响HCO过程中臭氧(O3)分解、污染物降解及消毒副产物生成效率.本文在实验结果和理论研究进展的基础上,系统综述了晶面调控HCO催化材料的合成方法与控制机理、强化HCO过程的增强机理以及其在水处理中的应用,如污染物降解、灭菌及副产物毒性抑制等.最后,针对晶面调控HCO催化材料现有研究的不足和实际应用所面临的挑战,从机理探索和材料开发两方面进行了展望.     

含TNT废弃物的生物修复研究进展

介绍几种以生物为基础的处理TNT污染土壤的技术。分析了每一种方法的优缺点，厌氧微生物生物处理技术、土壤泥浆反应器、堆肥、植物生物救治作用，植物共生菌以及表达微生物降解酶的TNT转基因植物均已用于TNT的生物降解，厌氧生物处理技术对炸药污染物的去除比好氧技术更有效，在细胞、分子水平上研究对炸药具有特殊降解能力的微生物、酶的微观结构和生化性质是当今环境工程微生物学的前沿之一。     

新型光催化氧化体系UV/Fe2+/空气降解4-CP废水

报道了新型光催化氧化体系UV/Fe²⁺/空气对4-CP废水的降解. 该体系利用廉价空气为氧化剂, 在紫外光照过程中产生H₂O₂, 与溶液中存在的Fe²⁺形成Fenton反应, 使污染物得到快速彻底的降解. 反应40 min时, 溶液中几乎检测不到4-CP. 和初始H₂O₂浓度为22 mg/L的UV/Fenton相比, UV/Fe²⁺/空气体系能更快速彻底地降解4-CP. 因此, 对于能受紫外光激发的污染物, UV/Fe/空气是一种廉价有效的光催化氧化处理方法.     

石墨烯材料在水处理中的应用:传质机制与吸附特性

石墨烯由于独特的单原子层二维结构和高比表面积等优异性能而被用作选择性分离膜和吸附剂,在水处理领域具有潜在的应用前景.本文综述了石墨烯纳米多孔膜和层状堆叠的氧化石墨烯渗透膜对气体、水及离子的传质行为.纳米多孔膜因其制备技术和不成熟的打孔技术等原因而具有一定局限性;而层状渗透膜由于制备方法简单、成本低、高通透性和高选择性等优点,在水净化领域具有广阔的应用空间.进一步综述了石墨烯吸附材料对水中重金属离子、染料和有机污染物的吸附行为,分析了石墨烯材料表面官能团与污染物的相互作用机理.最后展望了石墨烯材料在膜分离、海水淡化和污染物去除等环境应用中的机遇和挑战.     

超声强化O_3氧化偶氮染料的特性

偶氮染料被广泛应用于印染、纺织和造纸厂,因其结构复杂,性质稳定,由其产生的废水是一种难以生物处理的工业废水,O3虽能与其反应,破坏其结构,但在投入量有限的条件下,偶氮染料分解不彻底,而且成本高.超声可以强化O3氧化偶氮染料能力,采用偶氮胂Ⅰ为研究对象,研究了超声强化O3氧化降解偶氮胂能力,其试验结果表明:（1）与O3氧化降解偶氮胂Ⅰ相比,超声协同O3氧化速度快,偶氮胂受O3分解产生的O自由基作用,生色基团被破坏,溶液的颜色消失.（2）在超声协同O3的作用下,偶氮胂Ⅰ中-N=N-键断裂,形成硝基和亚硝基,苯环开环破裂,氧化形成羧酸,磺酸基断裂形成H2SO4,因此,溶液pH在处理过程中不断下降,直到3.2.     

光电协同新技术降解饮用水中微量邻氯酚

研究和讨论了一种联合应用紫外光解和电极电解的方法高效净化饮用水的新技术. 在自制的集成光解-电解一体化反应器中, 以邻氯酚(2-CP)为模型污染物, 通过实验研究了外加电解电压、pH值、流速、温度、反应体系通气情况等对降解反应的影响, 并初步分析了光电复合降解有机微污染物的机理. 实验得出的优化条件为: 同时施加5 V的直流电压和254 nm的紫外线照射(30 W), pH值为8, 反应体系内通入氧气. 流速和温度以及污染物的初始浓度在实验条件下的影响较小. 研究发现: 在30 min内2-CP的去除率达到50%以上, 2.5 h后2-CP去除率达到100%, 总有机碳(TOC)去除率达到90%以上, 并能最终完全去除. 研究表明, 紫外光的光解作用和电极电解作用在研究条件下对模型污染物的降解具有显著的协同作用, 可能是通过对污染物的不同降解机理互补和光电激发形成自由基反应链所致.     

水为自由基源的电晕放电引发羟基自由基及氧化甲苯

以水为自由基源通过电晕放电的方法产生强氧化性羟基自由基(·OH), 通过电子自旋共振技术(ESR)直接证实了·OH的生成. 电晕放电产生的·OH能有效降解气态有机污染物从而降低废气的毒性. 实验表明, 在以含饱和水蒸气的空气为介质的含甲苯废气中, 在电晕放电极间电压为20 kV, 放电电流为0.1 mA, 反应时间为120 s, 甲苯初始浓度为168 mg/m³的条件下, 甲苯的降解效率接近100%. 并检测到了7种溶解在液相中的甲苯氧化中间产物. 环境友好的·OH的应用为气态污染物的脱除开辟了新的途径.     

先进氧化技术及其研究进展

先进氧化方法(技术)从源头在其化学反应过程中就制止了污染的产生,实现零污染、零废物排放.目前,先进氧化方法存在的问题,阻碍了先进氧化方法的发展及其在工程化应用方面的研究.文中着重介绍了强电离放电方法,把O2、H2O电离后,再按自由基结构,在分子层次上加工成OH、eaq-(水合电子)等自由基,自由基的产生浓度、产成量均能满足工程上应用水平.仅在1 s内把生物体、有机物氧化分解成CO2、H2O及微量无机盐;把无机污染物氧化成无害物质或者有用再生资源;剩余OH等自由基分解成H2O、O2.文中列举在治理海洋外来入侵有害生物、烟气资源化脱硫应用研究成功的事例,也简述了先进氧化特性、主要研究方向及其展望.     

关于生活水氧化处理的技术研究

文章结合近年来在饮用水水质处理方面的研究工作,总结了饮用水处理中若干氧化处理技术的研究与应用进展,并从氧化处理效果、除污染强化处理措施和有关副产物控制等方面,综述了饮用水氧化处理技术的发展动态.     

超声强化O3氧化偶氮染料的特性

偶氮浓度被广泛应用于印染、纺织和造纸厂,因其结构复杂、性质稳定,由其产生的废水是一种难以生物处理的工业废水,O3虽能与其反应,破坏其结构,但在投入量有限的条件下,偶氮染料分解不彻底,而且成本高,超声可以强化O3氧化偶氮染料能力,采用偶氮胂I为研究对象,研究了超声强化O3氧化降解偶氮胂能力,其试验结果表明：（1）与O3氧化降解偶氮胂I相比,超声协同O3氧化速度快,偶氮胂受O3分解产生的O自由基作用,生色基团被破坏,溶液的颜色消失,（2）在超声协同O3的作用下,偶氮胂I中－N＝N－键断裂,形成硝基和亚硝基,苯环开环破裂,氧化形成羧酸,磺酸基断裂形成H2SO4,因此,溶液pH在处理过程中不断下降,直到3．2。     

城市景观水污染控制

本文介绍了城市景观水污染控制现行措施和研究动向,提出景观水污染综合控制技术:太阳能光催化氧化;水生生态修复;生态型污水土壤处理系统.利用太阳能作为驱动力的高级氧化技术在总体上尚处于实验研究阶段,但它在强化景观水污染净化功能中的作用明显,低的运行成本和园林环境的兼容性,使它具有良好的发展前景.     

天然含钒金红石: 一种用于降解卤代有机污染物的光催化剂

锐钛矿型TiO₂是目前世界上普遍使用的有机污染物降解剂之一, 而天然金红石对有机污染物降解能力和方法的研究在国内外一直处于空白状态. 天然金红石可含1%左右的V₂O₅, Ti被V以及Fe, Cu和Zn等杂质替代, 可引起其晶格畸变与缺陷而呈现出良好的环境属性. 经粉碎、加热和淬火处理的金红石样品在可见光范围的吸收作用有所增强, 尤其热处理温度为1000℃和1100℃的样品对可见光的吸收效率大幅度增加. 粉碎的天然含钒金红石对卤代烃三氯乙烯和四氯乙烯具有一定的降解效果. 加热1000℃改性金红石对卤代烃的降解效率明显提高. 进行1000℃和1100℃淬火改性后金红石对卤代烃的降解速度大大加快. 天然含钒金红石在光催化方面孕育有独特性能, 在降解卤代有机污染物领域具有潜在功能和巨大优势.     

酸性体系中纳米镍对2,4-二氯苯酚降解性能的研究

纳米金属对有机氯化合物具有较好的脱氯降解效果, 但在反应过程中其表面易形成氧化层覆盖, 并大量吸附目标反应物导致降解不完全, 而酸性体系可避免氧化层的形成. 对工业羰基法生产的纳米镍超细粉进行了扫描电子显微镜(SEM)、透射电子显微镜(TEM)、X 射线衍射(XRD)、能量色散谱仪(EDS)等微观结构观测与表征, 并就酸性体系中羰基纳米镍对2,4-二氯苯酚的脱氯降解性能进行了实验研究. 结果表明, 实验所用纳米镍的颗粒粒径为10~20 nm, 表面有一较薄的NiO 层, 其存在将对2,4-二氯苯酚的脱氯降解性能产生较大影响. 经酸洗活化处理, 并在酸性条件(pH 3~4)下反应, 可使2,4-二氯苯酚大量降解, 并在4 h 内达到100%的去除率. 反应溶液中可检测到2-氯酚、4-氯酚、苯酚等降解产物的出现, 以苯酚为主. 反应过程中因消耗质子需要定期补加酸量, 以维持体系适当的酸度, 酸不仅起到调节pH 的作用, 更是作为一种反应物参与反应, 从而极大地促进了脱氯降解反应进程. 酸性体系中纳米镍对氯代有机物的脱氯降解反应为二级反应, 其反应速率随温度的升高而升高, 在 3 种不同温度(298, 306,316 K)条件下, 其脱氯降解反应速率常数k 分别为0.02, 0.2 和0.3 (g L h)^-1.     

TiO_2@SiO_2负载MnPcS光催化降解有毒有机污染物

以正辛胺(n-octylamine,OA)为模板通过溶胶-沉淀法制备了TiO2@SiO2.以TiO2@SiO2为载体负载磺基锰酞菁(manganese phthalocyanine tetrasulfonic acid,MnPcS),制备了MnPcS-TiO2@SiO2复合体光催化剂.通过X射线衍射(XRD)和紫外可见漫反射(UV-Vis DRS)对催化剂进行了表征.在可见光(λ420nm)照射下,以催化剂对有机染料罗丹明B(Rhodamine B,RhB)的催化降解和对无色小分子邻苯二胺(o-phenylenediamine,OPDA)的催化氧化为探针反应,探讨了MnPcS-TiO2@SiO2的光催化降解特性.通过对RhB降解过程中总有机碳(CODCr)的跟踪测定,评价了光催化对有机污染物的深度氧化(矿化)效果;以顺磁共振(ESR)测定RhB降解过程中氧化物种的变化,研究了光催化反应机理.结果表明,在实验条件下,MnPcS-TiO2@SiO2复合体光催化剂对RhB具有较好的光催化降解效果,可见光照240min能使RhB完全褪色,光照24h后RhB的CODCr去除率达到64.02%.ESR结果表明,降解过程主要涉及羟基自由基(·OH)和超氧自由基(O2-·)的氧化机理.     

封面说明

<正>微流体燃料电池利用燃料和氧化剂在微通道内形成的平行层流流动来分隔阴阳极,去除了质子交换膜及其相关的成本高、膜降解老化等问题,是一种极具前景的微型电源技术.采用碳毡作为三维多孔可渗透阳极来增加比表面积、强化反应物的传输,是提高电池性能的有效手段.通过对采用碳毡和碳纸制备的电极进行扫描电子显微镜图片分析,发现了碳毡电极较大的孔隙率使得传质     

水为全原子源的电致羟基自由基及其应用

以水为全部原子源的电化学方法产生强氧化性羟基自由基(·OH), 通过电子自旋共振技术(ESR)直接证实了·OH的生成. 电化学产生的·OH能有效降解有机污染物并降低废水毒性. 实验表明, 电致羟基自由基能有效消毒, 在电流密度5 mA/cm2下消毒30 min后, 杀菌率达到99.99%. 与氯化消毒相比, 环境友好的羟基自由基更有吸引力, 为水消毒开辟了新的途径.     

基于自由态浓度测量研究烷基酚和双酚 A 的活性污泥降解动力学

建立了测定活性污泥中两种烷基酚(叔辛基酚、壬基酚)和双酚A自由态浓度的“损耗可忽略”固相微萃取(nd-SPME)方法, 利用该方法研究了在实际污水处理厂浓度水平下, 活性污泥好氧生物降解烷基酚和双酚A的降解动力学. 结果表明, 叔辛基酚、壬基酚和双酚A基于总浓度的表观降解速率常数分别为0.02, 0.01和0.03 h^&#8722;1, 半衰期分别为34.9, 54.3和22.3 h; 而3种污染物基于nd-SPME测得的自由态浓度的降解速率常数则分别为0.74, 0.60和1.03 h^&#8722;1, 半衰期分别为0.9, 1.2和0.7 h. 两者之间的差异表明, 尽管自由态的烷基酚和双酚A可以很快被活性污泥好氧生物降解, 但由于污染物不能从活性污泥上快速脱附而导致整体的表观降解速率大大减缓, 从污泥上的脱附是活性污泥去除烷基酚和双酚A的限速步骤.