铜氧化物/D851树脂催化臭氧氧化降解双酚A

缪倩倩, 孟冠华, 刘宝河, 丁素云, 娄明月. 铜氧化物/D851树脂催化臭氧氧化降解双酚A[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1557-1564. doi: 10.12030/j.cjee.201810039
引用本文: 缪倩倩, 孟冠华, 刘宝河, 丁素云, 娄明月. 铜氧化物/D851树脂催化臭氧氧化降解双酚A[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1557-1564. doi: 10.12030/j.cjee.201810039
MIAO Qianqian, MENG Guanhua, LIU Baohe, DING Suyun, LOU Mingyue. Degradation of bisphenol A through catalytic ozonation process with copper oxide/D851 resin[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1557-1564. doi: 10.12030/j.cjee.201810039
Citation: MIAO Qianqian, MENG Guanhua, LIU Baohe, DING Suyun, LOU Mingyue. Degradation of bisphenol A through catalytic ozonation process with copper oxide/D851 resin[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1557-1564. doi: 10.12030/j.cjee.201810039

铜氧化物/D851树脂催化臭氧氧化降解双酚A

    作者简介: 缪倩倩(1994—),女,硕士研究生。研究方向:污水处理。E-mail:1607384432@qq.com
    通讯作者: 孟冠华(1978—),女,博士,教授。研究方向:污水处理。E-mail:mengguanhua@163.com
  • 基金项目:
    安徽高校自然科学研究重点项目(KJ2017A065);2017年度高校优秀骨干青年人才国内外访学研修项目(gxfx2017019)
  • 中图分类号: X703.1

Degradation of bisphenol A through catalytic ozonation process with copper oxide/D851 resin

    Corresponding author: MENG Guanhua, mengguanhua@163.com
  • Fund Project:
  • 摘要: 通过Cu(NO3)2·3H2O对螯合树脂D851进行沉淀改性,采用SEM观察、EDS分析、傅里叶变换红外谱图分析对改性前后螯合树脂进行了表征;研究了改性前后螯合树脂在不同反应体系对双酚A的降解效果及环境因素对CuOx/D851催化臭氧氧化双酚A性能的影响;探讨了改性螯合树脂催化臭氧化降解双酚A的机理。结果表明:Cu(NO3)2·3H2O对螯合树脂D851改性后,螯合树脂的表面形态,铜离子含量都有所改变;通过正交实验得出CuOx/D851树脂催化剂的最佳制备工艺是pH为8、活性组分浓度为337.5 mmol·L-1、负载温度为70 ℃、反应时间为10 h;单因素法研究表明,在最佳条件臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始pH为7,双酚A的降解率可达86.71%;在改性螯合树脂催化臭氧化体系中,改性后螯合树脂主要通过羟基自由基-直接臭氧氧化协同作用极大地提高了对BPA的降解率。
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  • 图 1  实验装置图

    Figure 1.  Experimental device diagram

    图 2  CuOx/D851的扫描电镜图

    Figure 2.  SEM images of CuOx/D851

    图 3  CuOx/D851的X射线能谱表征

    Figure 3.  EDS spectra of CuOx/D851

    图 4  CuOx/D851的傅里叶红外光谱图

    Figure 4.  FT-IR spectra of CuOx/D851

    图 5  不同体系下双酚A的去除效果

    Figure 5.  Removal effects of bisphenol A in different systems

    图 6  臭氧投加量对双酚A去除率的影响

    Figure 6.  Effect of ozone dosage on the removal rate of bisphenol A

    图 7  催化剂投加量对双酚A去除率的影响

    Figure 7.  Effect of catalyst dosage on the removal rate of bisphenol A

    图 8  进样流量对双酚A去除率的影响

    Figure 8.  Effect of injection flow rate on bisphenol A removal rate

    图 9  双酚A初始浓度对双酚A去除率的影响

    Figure 9.  Effect of initial concentration of BPA on removal rate of bisphenol A

    图 10  初始pH对双酚A去除率的影响

    Figure 10.  Effect of initial pH on removal rate of bisphenol A

    图 11  叔丁醇对双酚A去除率的影响

    Figure 11.  Effect of tert-butanol on the removal rate of bisphenol A

    图 12  CuOx/D851重复使用率及催化氧化后双酚A溶液中Cu2+浓度

    Figure 12.  Reusability of CuOx/D851 and Cu2+ concentration in BPA solution after catalytic oxidation

    表 1  CuOx/D851催化剂的正交实验设计

    Table 1.  Orthogonal experimental design of CuOx/D851 catalyst

    序号 C/(mmol.L-1) T/℃ pH t/h 去除率/%
    1 2 3 4
    1 90 60 8 6 85.09
    2 90 70 9 8 86.86
    3 90 80 10 10 85.23
    4 225 60 9 10 84.35
    5 225 70 10 6 87.01
    6 225 80 8 8 85.38
    7 337.5 60 10 8 83.90
    8 337.5 70 8 10 87.60
    9 337.5 80 9 6 85.97
    K1 85.73 84.45 86.02 86.02
    K2 85.58 87.16 85.73 85.38
    K3 85.82 85.53 85.38 85.73
    R 0.24 2.71 0.64 0.64
    注:K1K2K3为双酚A去除率的平均值,R为极差。
    序号 C/(mmol.L-1) T/℃ pH t/h 去除率/%
    1 2 3 4
    1 90 60 8 6 85.09
    2 90 70 9 8 86.86
    3 90 80 10 10 85.23
    4 225 60 9 10 84.35
    5 225 70 10 6 87.01
    6 225 80 8 8 85.38
    7 337.5 60 10 8 83.90
    8 337.5 70 8 10 87.60
    9 337.5 80 9 6 85.97
    K1 85.73 84.45 86.02 86.02
    K2 85.58 87.16 85.73 85.38
    K3 85.82 85.53 85.38 85.73
    R 0.24 2.71 0.64 0.64
    注:K1K2K3为双酚A去除率的平均值,R为极差。
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图( 12) 表( 1)
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出版历程
  • 收稿日期:  2018-10-10
  • 录用日期:  2019-03-15
  • 刊出日期:  2019-07-01

铜氧化物/D851树脂催化臭氧氧化降解双酚A

    通讯作者: 孟冠华(1978—),女,博士,教授。研究方向:污水处理。E-mail:mengguanhua@163.com
    作者简介: 缪倩倩(1994—),女,硕士研究生。研究方向:污水处理。E-mail:1607384432@qq.com
  • 1. 安徽工业大学能源与环境学院,马鞍山 243000
  • 2. 教育部生物膜法水质净化及利用技术工程研究中心,马鞍山 243000
基金项目:
安徽高校自然科学研究重点项目(KJ2017A065);2017年度高校优秀骨干青年人才国内外访学研修项目(gxfx2017019)

摘要: 通过Cu(NO3)2·3H2O对螯合树脂D851进行沉淀改性,采用SEM观察、EDS分析、傅里叶变换红外谱图分析对改性前后螯合树脂进行了表征;研究了改性前后螯合树脂在不同反应体系对双酚A的降解效果及环境因素对CuOx/D851催化臭氧氧化双酚A性能的影响;探讨了改性螯合树脂催化臭氧化降解双酚A的机理。结果表明:Cu(NO3)2·3H2O对螯合树脂D851改性后,螯合树脂的表面形态,铜离子含量都有所改变;通过正交实验得出CuOx/D851树脂催化剂的最佳制备工艺是pH为8、活性组分浓度为337.5 mmol·L-1、负载温度为70 ℃、反应时间为10 h;单因素法研究表明,在最佳条件臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始pH为7,双酚A的降解率可达86.71%;在改性螯合树脂催化臭氧化体系中,改性后螯合树脂主要通过羟基自由基-直接臭氧氧化协同作用极大地提高了对BPA的降解率。

English Abstract

  • 双酚A(bisphenol A, BPA)是一种雌激素,主要来源于环氧树脂、聚苯醚树脂、聚碳酸酯等多种聚合体系材料的生产。双酚A在环境中能长期存在,难以降解,能够影响天然激素在生物体内的分泌、运输、结合、作用、代谢等作用,从而对生物体的健康造成危害[1]。有研究[2]表明,在大脑发育的过程中,双酚A会影响脑内雌激素合成酶的活性,从而改变脑内雌激素受体的表达,最终干扰雌激素对大脑发育的调节。暴露在一定量的双酚A下会对生殖功能产生巨大危害[3-7],还可能引发癌症[8]、糖尿病[9]、免疫力下降[10]、肝功能紊乱[11]等多种疾病。

    目前,双酚A废水的主要处理方法有生物法、物理法和高级氧化法。曾湘梅等[11]提出SBR工艺对BPA有良好的去除能力,在温度为20 ℃、充水比为50%、总HRT为480 min的条件下,BPA总去除率可达到99%;高士博[12]对不同水生植物去除双酚A的能力进行了考察了, 结果表明,阔叶香蒲、花叶香蒲、香蒲和芦苇都能不同程度地降低废水中的双酚A含量,KITAOKA等[13]发现环状糊精聚合物对双酚A具有良好的吸附作用,当pH为7.0、吸附剂为5 mg·mL-1、反应时间为2 h时,BPA的去除率可达到97%;ALI等[14]研究了还原氧化石墨烯负载纳米金粒子(Au/RGO)对双酚A的光催化降解,结果表明,纳米金粒子的含量对光催化降解双酚A的影响较大。

    近年来,高级氧化技术因其降解效果好而广泛应用于BPA的降解研究[15-17]。其中,非均相臭氧催化氧化技术因其催化剂机械强度高、成本低、易回收等优点,具有较大的研究和应用价值。目前臭氧催化氧化法中的催化剂研究多集中在碳质材料、过渡金属氧化物、负载在载体上的过渡金属及其氧化物[18],对树脂基的催化剂研究较少。本研究将改性的螯合树脂与臭氧联用,建立并优化臭氧催化氧化方法,并探究不同因素对CuOx/D851催化臭氧氧化双酚A性能的影响以及降解反应机理。

  • D851螯合树脂(骨架是大孔苯乙烯-二乙烯苯共聚体,官能团是亚胺二乙酸基); 硝酸铜(Cu(NO3)2·3H2O)、氢氧化钠(NaOH)、双酚A(C15H16O2)、盐酸(HCl)、硫代硫酸钠(Na2S2O3·5H2O)、甲醇(CH3OH)、碘化钾(KI)均为分析纯; 双光束紫外可见分光光度计(TU-1901型,北京普析通用仪器有限责任公司); 电热鼓风干燥箱(101A-2型,上海市实验仪器总厂); 水浴恒温振荡器(THZ-8型,金坛市精达仪器制造厂); 精密pH计(PHS-3C型,上海雷磁仪器厂); 臭氧发生器(CF-G-3-5g型,青岛国林环保科技有限公司); 恒温振荡器(THZ-98C型,上海一恒科学仪器有限公司); 250 mL臭氧反应器(自制); 电脑恒流泵(DHL-B型,上海沪西仪器厂)。

    实验装置如图 1所示。

  • 催化臭氧氧化双酚A采用动态实验,双酚A浓度为10 mg·L-1,在自制的臭氧氧化反应装置图 1中考察臭氧投加量、CuOx/D851催化剂用量、废水进水流量、双酚A初始浓度和初始pH对双酚A去除率的影响,确定最佳反应条件。取样后的双酚A废水用适量的硫代硫酸钠处理,在波长276 nm处使用紫外分光光度计测量反应后剩余双酚A浓度。

  • 采用SEM观察改性前后螯合树脂的表面结构和形态特征; 采用EDS分析改性前后螯合树脂的元素含量; 采用FT-IR表征改性前后螯合树脂表面的官能团。

  • 以双酚A的去除率为评估指标,对负载温度(T)、活性组分浓度(C)、反应pH和反应时间(t)进行了正交实验设计,采用4因素3水平的正交实验,实验设计如表 1所示。

    由极差R分析可知,催化剂合成最主要的影响因素是负载温度,其次是pH和反应时间,影响较小的是活性组分浓度。根据双酚A去除率得到CuOx/D851树脂催化剂的最佳制备工艺是:pH为8、活性组分浓度为337.5 mmol·L-1、负载温度为70 ℃、反应时间为10 h。

  • CuOx/D851的扫描电镜如图 2所示。其中图 2(a)为螯合树脂,图 2(b)为CuOx/D851催化剂,图 2(c)为使用后的催化剂CuOx/D851′。由图 2可以看出,制备后的催化剂表面粗燥不平,并且表面附有一定量的颗粒微球。从负载前后的SEM图对比可以推测,在催化剂制备的过程中,氢氧化铜化合物在螯合树脂表面聚集,在高温水浴的条件下进行分解,最终形成铜氧化物负载在螯合树脂上。而反应之后的树脂,表面会变得比改性树脂光滑,可能的原因是反应过程中的其他产物覆盖催化剂表面,引起催化剂表面变化。

  • CuOx/D851的能谱分析如图 3所示。其中图 3(a)图 3(b)为负载前和负载后的螯合树脂。从图 3(a)图 3(b)中可以看出,在铜氧化物负载前EDS图谱内出现3个较大的峰,可以看到这些峰主要对应的是C、O和Na 3种元素,其含量分别为67.82%、21.67%和10.51%。而在铜氧化物负载后EDS图谱也出现3个较为明显的峰,但是这些峰主要对应的是C、O和Cu 3种元素,其含量分别为73.13%、14.04%和12.83%。这说明催化剂制备前后螯合树脂表面的元素含量发生一定变化,负载前螯合树脂表面不存在铜元素,而负载后,铜元素含量上升至12.83%。

  • 图 4可以看出,波数在1 000~4 000 cm-1内有3个明显的峰,在3 438.46 cm-1处的峰是由O—H和N—H的伸缩振动吸收峰重叠而形成的1个较宽的峰; 在1 635.34 cm-1处的峰是由C—N的伸缩振动形成的吸收峰; 在1 403.92 cm-1处的峰是由CH2的弯曲振动和摇摆振动形成的吸收峰。与螯合树脂不同的是,铜金属氧化物/树脂催化剂在波数为549.61 cm-1处出现了1个较大的吸收峰,且峰型较为突出,该吸收峰是由Cu—O的伸缩振动形成的,为典型的Cu—O结合伸缩振动吸收峰[19]。这说明在负载后的树脂中有铜氧化物的存在。尽管负载后出现了Cu—O结合伸缩振动吸收峰,但负载后树脂的骨架结构并未改变,还是大孔苯乙烯-二乙烯苯共聚体。

  • 在臭氧投加量为8.4 mg·L-1、树脂催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始浓度pH为7的条件下,分别在不同体系下,探究双酚A的去除效果,具体结果见图 5。从图 5中可以看出,单独臭氧氧化时双酚A去除率为74.45%,投加树脂作为臭氧氧化的催化剂时双酚A去除率为75.12%,2种体系下双酚A的去除率基本相同,而投加铜氧化物/树脂为臭氧氧化的催化剂时双酚A去除率为86.71%,较前2种体系相比分别提高了12.26%,11.59%。在催化剂单独作用下,双酚A去除率为1.92%,基本不变,所以催化剂的吸附作用不明显。

  • 在树脂催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始浓度pH为7的条件下,分别调节不同浓度(6.4、7.5、8.4、10.2、13.4 mg·L-1)的臭氧产生量,探究臭氧投加量对催化臭氧化双酚A的影响,具体结果见图 6。由图 6可以看出,臭氧投加量为6.4、7.5、8.4、10.2、13.4 mg·L-1时,反应体系都在40 min达到平衡。平衡时,其去除率分别为72.01%、81.76%、86.34%、88.34%、89.15%。在铜氧化物/树脂催化剂反应体系中,随着臭氧投加量的增大,双酚A的去除率都有所提升。这可能是因为增加臭氧浓度,使得水中臭氧的溶解量也不断增加,与此同时,在催化臭氧氧化和臭氧自身氧化的共同作用下[20],促进了水中BPA的氧化,最终表现为双酚A的去除率提高。但是当臭氧投加量大于8.4 mg·L-1时,双酚A的去除率提高的并不多,这与蒋广安等[21]的研究结果是一致的。综合去除效果和经济考虑,臭氧投加量在8.4 mg·L-1时为最佳条件。

  • 在臭氧投加量为8.4 mg·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、双酚A初始pH为7的条件下,分别投加不同量(0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 g·L-1)的树脂催化剂,探究树脂催化剂投加量对催化臭氧化双酚A的影响,具体结果见图 7。由图 7可以看出,催化剂投加量为0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 g·L-1时,反应体系都在40 min达到平衡。平衡时,其去除率分别为78.88%、84.13%、86.34%、86.49%、87.08%。随着催化剂投加量的增加,双酚A的去除率都有所提升。这可能是因为在催化臭氧氧化过程中,增加催化剂的投加量能够增加反应体系中铜氧化物的量,进而为催化臭氧氧化反应提供更多的活性位点[22],加速了臭氧在催化剂表面的分解,产生更多的、氧化能力更强的羟基自由基,从而大大降低了水中双酚A的浓度。但催化剂投加量在0.6 g·L-1后,继续增大催化剂的投加量时,双酚A的去除率上升趋势逐渐减缓。因此,综合去除效果和经济考虑,催化剂投加量在0.6 g·L-1时为最佳条件。

  • 在臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始pH为7的条件下,分别调节不同的进样流量(2、3、4、5、6 mL·min-1),考察不同进样流量对催化臭氧化双酚A的影响,具体结果见图 8。本研究用的是动态实验装置,因此,废水流量对双酚A的去除率也有较大影响。由图 8可以看出,提高废水进样流量,双酚A的去除率呈下降趋势。废水流量在2 mL·min-1时,反应体系在40 min后达到平衡,平衡时,双酚A的去除率达到87.60%,继续增大废水进样流量至3、4、5、6 mL·min-1后,反应体系都在40 min达到平衡。平衡时,其去除率分别降低到86.27%,86.34%,83.31%,81.02%。随着废水流量的增加,双酚A的去除率随之降低。这可能是因为随着废水流量的增加,双酚A废水在反应器中的停留时间减少,臭氧与水中双酚A的反应活性位点的接触时间也就相应减少,使得双酚A的去除率下降。在流量增加到4 mL·min-1后,继续增大流量会导致双酚A的去除率下降显著。因此,综合去除效果和经济考虑,废水流量在4 mL·min-1时为最佳条件。

  • 在臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、双酚A进样流量为4 mL·min-1、初始pH为7的条件下,分别添加不同初始浓度(5、10、15、20、25 mg·L-1)的双酚A废水,考察双酚A初始浓度对催化臭氧化双酚A的影响,具体结果见图 9。由图 9可以看出,初始双酚A浓度为5、10、15、20、25 mg·L-1时,反应体系均在45 min达到平衡,平衡时,其去除率分别为90.26%、86.34%,77.99%,73.38%,73.06%。随着双酚A初始浓度增加,双酚A的去除率随之降低。这主要是因为当反应体系内双酚A浓度增加时,其与臭氧和催化剂的接触概率均会加大[23],但在单位时间内,臭氧的量是一定的,也就是催化臭氧氧化双酚A的绝对量远小于双酚A的增加量。在双酚A初始浓度增加到10 mg·L-1后,继续增大双酚A初始浓度会导致双酚A的去除率下降显著。因此,综合去除效果和经济考虑,双酚A初始浓度10 mg·L-1为最佳条件。

  • 在臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1的条件下,改变双酚A废水的初始pH(3、5、7、9、11),考察双酚A初始pH对催化臭氧氧化双酚A的影响,具体结果见图 10。由图 10可以看出,初始pH为3、5、7、9、11时,反应体系均在40 min达到平衡,平衡时,其去除率分别为69.65%、76.52%、86.34%、87.67%、88.34%。随着初始pH增加,双酚A的去除率有所上升,当初始pH大于7后,继续增大双酚A初始pH双酚A的去除率上升趋势逐渐减缓。这主要是因为在酸性条件下,臭氧在水中主要以分子氧的形式存在,与双酚A发生的主要反应是直接反应[24],其间接反应受到抑制。而在强碱性条件下,一方面,铜氧化物/树脂催化剂和氢氧根离子共同作用下活化臭氧分子,因而产生大量高活性、无选择性和强氧化性的·OH; 另一方面,氢氧根离子对·OH也有分解作用。但这2种作用中,活化臭氧分子产生·OH占主导作用。所以,提高pH使双酚A的去除率有一定程度的提高。综合去除效果和经济考虑,双酚A初始pH在7时为最佳条件。

  • 为了验证铜氧化物/树脂催化剂催化臭氧化反应体系中是否存在羟基自由基的参与,本实验选择了叔丁醇作为羟基自由基的淬灭剂,叔丁醇是一种结构稳定,很难与臭氧分子直接发生反应的的三级醇,但其可以与羟基自由基快速发生反应,从而直接终止羟基自由基的链式反应[25]。因此,在反应体系中加入过量的叔丁醇作为捕获剂,能够有效的抑制羟基自由基与双酚A之间的反应,最终导致双酚A的去除率下降,具体结果见图 11。从图 11可知,随着叔丁醇浓度的增加,双酚A的去除率明显有所降低。在铜氧化物/树脂催化剂反应体系中,控制叔丁醇投加量为2.4、3.2、4.0 g·L-1,反应40 min达到平衡。平衡时,双酚A的去除率分别为75.04%、68.32%、62.26%,比不加叔丁醇的情况下降低了11.30%、18.02%、24.08%。随着叔丁醇的增大,对臭氧氧化反应抑制作用越来越小,反应虽被抑制但仍然有氧化效果。这是因为铜氧化物/螯合树脂催化臭氧氧化双酚A废水既涉及·OH氧化反应机理,又涉及到臭氧直接参与氧化的反应机理[26]

  • 在双酚A浓度10 mg·L-1,臭氧投加量8.4 mg·L-1,催化剂投加量0.6 g·L-1,流速4 mL·min-1,pH为7,反应时间60 min的条件下,进行催化剂重复实验,并将5次反应后的水样通过萃取光度法测定双酚A溶液中的Cu2+浓度,具体结果见图 12。由图 12可知,在最佳条件下,CuOx/D851的重复使用率较好,5次的去除率分别为86.56%、86.12%、85.53%、85.09%和84.72%。前4次双酚A溶液中的铜离子的含量都为0,第5次双酚A溶液中的铜离子的含量为0.48 mg·L-1,铜离子的溶出率小于1%。由此可见,CuOx/D851催化剂的稳定性较好,可多次使用。

  • 1) 通过正交实验分析可知,铜氧化物/螯合树脂催化剂制备过程中4个主要因素对双酚A去除效果的影响程度大小为:负载温度 > 反应pH > 反应时间 > 活性组分浓度。且当制备工艺条件控制活性组分Cu(NO3)2·3H2O浓度为337.5 mmol·L-1、pH为8、温度为70 ℃、反应时间为10 h时,所制备的铜金属氧化物/螯合树脂催化剂具有良好的催化性能。

    2) SEM、EDS和FT-IR的结果表明,这种树脂催化剂在放大3 000倍的情况下,铜氧化物负载于螯合树脂上,且铜含量为12.83%。这种催化剂在549.61 cm-1附近出现Cu—O结合伸缩振动峰,说明铜以氧化物的形式存在于树脂表面。

    3) 在催化臭氧氧化双酚A的最佳条件下,臭氧投加量为8.4 mg·L-1、催化剂投加量为0.6 g·L-1、废水进样流量为4 mL·min-1、双酚A初始浓度为10 mg·L-1、初始pH为7,催化臭氧氧化双酚A的去除率可达到86.71%,且催化剂重复使用5次后稳定性都较好。

    4) 在铜氧化物/树脂催化剂催化臭氧化去除BPA的过程中,叔丁醇的加入对双酚A的降解具有明显的抑制作用,这表明,大量的·OH被叔丁醇消耗。但从实验来看,反应虽被抑制但仍然有氧化效果,故推测在铜氧化物/螯合树脂催化臭氧氧化双酚A废水的实验中,同时存在羟基自由基氧化反应机理和直接臭氧氧化反应机理,二者的协同作用大大提高了BPA的降解率。

参考文献 (26)

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