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不同光源UV/H2O2工艺降解四环素动力学

本站小编 Free考研考试/2021-12-31

胡晋博1,2,3,,
李梦凯2,4,
蔡恒文5,
严群1,3,,,
连军锋1,
李文涛2,
强志民2,3
1.江西理工大学土木与测绘工程学院,赣州 341000
2.中国科学院生态环境研究中心,饮用水科学与技术重点实验室,北京100085
3.江西理工大学,赣州市赣江流域水质安全保障技术创新中心,赣州 341000
4.中国科学院大学,北京 100049
5.豫章师范学院学前教育学院,南昌 330103
作者简介: 胡晋博(1996—),男,硕士研究生。研究方向:高级氧化技术。E-mail:1687613411@qq.com.
通讯作者: 严群,1068630@qq.com ;

中图分类号: X703.1


Degradation kinetics of tetracycline by UV/H2O2 process with various light sources

HU Jinbo1,2,3,,
LI Mengkai2,4,
CAI Hengwen5,
YAN Qun1,3,,,
LIAN Junfeng1,
LI Wentao2,
QIANG Zhimin2,3
1.School of Civil and Surveying & Mapping Engineering, Jiangxi University of Science and Technology, Ganzhou 341000, China
2.Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Beijing 100085, China
3.Ganzhou Innovation Center for Water Quality Security Technology at Ganjiang River Basin, Jiangxi University of Science and Technology, Ganzhou 341000, China
4.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
5.School of Pre-School Education, Yuzhang Normal University, Nanchang 330103, China
Corresponding author: YAN Qun,1068630@qq.com ;

CLC number: X703.1

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摘要
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摘要:光源选择对于基于紫外(UV)的高级氧化工艺(UV-AOPs)十分重要。通过细管流光反应系统(MFPS)对比了低压UV(LPUV)汞灯、中压UV(MPUV)汞灯及真空UV/UV(VUV/UV)汞灯3种UV光源下UV/H2O2工艺对四环素(TC)的降解动力学,并建立了降解动力学模型。结果表明,VUV/UV光源对TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)的光降解速率常数明显大于LPUV与MPUV光源。随着初始投加H2O2浓度的增大,LPUV/H2O2和MPUV/H2O2对TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)的降解速率常数快速增大。然而,VUV/UV/H2O2对低质量浓度TC(0.1 mg·L?1)的降解速率常数随H2O2浓度的增大逐渐降低,对高质量浓度TC(5.0 mg·L?1)的降解速率常数逐渐增大。实验结果与降解动力学模型模拟相符。在实际UV-AOPs光源选择中,单纯降解动力学对比具有测试结果准确性高、费用低等优势,但存在无法考虑灯效、氧化剂费用等缺点,因此,还应结合中试实验的能耗对比综合考虑。
关键词: 细管流光反应系统/
四环素/
UV光源/
动力学模型/
UV/H2O2工艺

Abstract:Light source selection is important for ultraviolet (UV) based advanced oxidation processes (UV-AOPs). Through the mini-fluidic photoreaction system (MFPS), the degradation kinetics of tetracycline (TC) by UV/H2O2 process with three different UV light sources including low pressure UV (LPUV) mercury lamp, medium pressure UV (MPUV) mercury lamp and vacuum UV/UV (VUV/UV) mercury lamp were compared, and a degradation kinetic model was established. The results indicated that the degradation rate constants of TC (0.1 mg·L?1 and 5.0 mg·L?1) by VUV/UV/H2O2 were significantly higher than those by MPUV/H2O2 and LPUV/H2O2. With the increase of initial H2O2 concentration, the degradation rate constants of TC (0.1 mg·L?1 and 5.0 mg·L?1) by LPUV/H2O2 and MPUV/H2O2 increased rapidly. However, the degradation rate constant of low-concentration TC (0.1 mg·L?1) by VUV/UV/H2O2 decreased, and that of high-concentration TC (5.0 mg·L?1) increased. The experimental and modeled results agreed with each other. For the light source selection in practical, the degradation kinetics comparison had the advantages of high accuracy and low cost, and the disadvantages such as the neglect of lamp efficiency and oxidant cost. Therefore, it should also consider the energy consumption comparison results in pilot tests.
Key words:mini-fluidic photoreaction system/
tetracycline/
UV light sources/
degradation kinetic model/
UV/H2O2 process.

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图1MFPS原理图
Figure1.Schematic diagram of MFPS


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图2不同浓度TC在LPUV、MPUV和VUV/UV辐照下的直接光解动力学
Figure2.Degradation kinetics of TC with different concentrations under LPUV, MPUV and VUV/UV irradiation


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图3不同光源UV/H2O2对TC的降解结果
Figure3.Photodegradation of TC by UV/H2O2 process with various light sources


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图4实验测定及模型模拟LPUV/H2O2、MPUV/H2O2(200~300 nm)和VUV/UV/H2O2降解TC的速率常数
Figure4.Measured and modeled degradation rate constants of TC by LPUV/H2O2, MPUV/H2O2 (200~300 nm) and VUV/UV/H2O2


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表1UV/H2O2降解TC的主要反应和参数
Table1.Principal reactions and parameters during the TC degradation by UV/H2O2
化学反应量子产率/(mol·einstein?1)参考文献化学反应速率常数/(L·(mol·s)?1)参考文献
H2O2 + hv→2HO·1.11[18]H2O2 + HO·→HO+H2O2.7×107[20]
H2O + hv185→HO· + H·0.33[11]${\rm{HPO}}_4^{2 - }$ + HO·→${\rm{HPO}}_4^{\cdot - }$+ HO?1.5×105 [21]
H2O + hv185→HO· +H+ +eq0.045[11]${{\rm{H}}_2}{\rm{PO}}_4^ - $ + HO·→${\rm{HPO}}_4^{\cdot - }$+ H2O2.0×104 [21]
TC+ hv→产物0.003 8[19]TC + HO·→产物4.6×109 [22]

化学反应量子产率/(mol·einstein?1)参考文献化学反应速率常数/(L·(mol·s)?1)参考文献
H2O2 + hv→2HO·1.11[18]H2O2 + HO·→HO+H2O2.7×107[20]
H2O + hv185→HO· + H·0.33[11]${\rm{HPO}}_4^{2 - }$ + HO·→${\rm{HPO}}_4^{\cdot - }$+ HO?1.5×105 [21]
H2O + hv185→HO· +H+ +eq0.045[11]${{\rm{H}}_2}{\rm{PO}}_4^ - $ + HO·→${\rm{HPO}}_4^{\cdot - }$+ H2O2.0×104 [21]
TC+ hv→产物0.003 8[19]TC + HO·→产物4.6×109 [22]

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表2不同溶质在不同波长下的摩尔吸光系数
Table2.Molar absorption coefficients of various solution components at various wavelengths
波长/nm摩尔吸光系数/(L·(mol·cm)?1)
H2O2TCH2O
185341.0018 0000.032
200~204179.2112 6480.005 405
205~209155.8411 8810.004 505
210~214132.2311 8210.003 784
215~219110.1211 7360.003 063
220~22489.9710 9320.002 523
225~22972.079 0970.001 982
230~23455.837 7250.001 441
235~23943.287 8840.001 081
240~24433.458 6240.000 721
245~24925.319 1480.000 36
250~25419.029 2550.000 18
255~25914.139 3610
260~26410.4710 0160
265~2697.6812 3900
270~2745.5712 7310
275~2793.9912 0440
280~2842.8311 1970
285~2891.9410 5890
290~2941.3210 1920
295~2990.8810 0440

波长/nm摩尔吸光系数/(L·(mol·cm)?1)
H2O2TCH2O
185341.0018 0000.032
200~204179.2112 6480.005 405
205~209155.8411 8810.004 505
210~214132.2311 8210.003 784
215~219110.1211 7360.003 063
220~22489.9710 9320.002 523
225~22972.079 0970.001 982
230~23455.837 7250.001 441
235~23943.287 8840.001 081
240~24433.458 6240.000 721
245~24925.319 1480.000 36
250~25419.029 2550.000 18
255~25914.139 3610
260~26410.4710 0160
265~2697.6812 3900
270~2745.5712 7310
275~2793.9912 0440
280~2842.8311 1970
285~2891.9410 5890
290~2941.3210 1920
295~2990.8810 0440

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表3不同浓度H2O2下、不同光源UV/H2O2工艺对TC的降解速率
Table3.Degradation rates of TC by UV/H2O2 process with different light sources at different concentrations of H2O2
H2O2初始浓度/
(mg·L?1)
[TC]0= 0.1 mg·L?1[TC]0= 5.0 mg·L?1
$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$ k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
0124.862.21 458.172.628.0880.1
0.5106.8110.71 331.375.567.1910.5
5.0814.3306.31 192.0123.1272.4950.8
25.01 412.6598.5891.0233.0450.01 432.6

H2O2初始浓度/
(mg·L?1)
[TC]0= 0.1 mg·L?1[TC]0= 5.0 mg·L?1
$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$ k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $/
(m2·einstein?1)
0124.862.21 458.172.628.0880.1
0.5106.8110.71 331.375.567.1910.5
5.0814.3306.31 192.0123.1272.4950.8
25.01 412.6598.5891.0233.0450.01 432.6

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收稿日期:2020-12-21
录用日期:2021-06-28
网络出版日期:2021-09-15
-->刊出日期:2021-08-10




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不同光源UV/H2O2工艺降解四环素动力学

胡晋博1,2,3,,
李梦凯2,4,
蔡恒文5,
严群1,3,,,
连军锋1,
李文涛2,
强志民2,3
通讯作者: 严群,1068630@qq.com ;
作者简介: 胡晋博(1996—),男,硕士研究生。研究方向:高级氧化技术。E-mail:1687613411@qq.com 1.江西理工大学土木与测绘工程学院,赣州 341000
2.中国科学院生态环境研究中心,饮用水科学与技术重点实验室,北京100085
3.江西理工大学,赣州市赣江流域水质安全保障技术创新中心,赣州 341000
4.中国科学院大学,北京 100049
5.豫章师范学院学前教育学院,南昌 330103
收稿日期: 2020-12-21
录用日期: 2021-06-28
网络出版日期: 2021-09-15
关键词: 细管流光反应系统/
四环素/
UV光源/
动力学模型/
UV/H2O2工艺
摘要:光源选择对于基于紫外(UV)的高级氧化工艺(UV-AOPs)十分重要。通过细管流光反应系统(MFPS)对比了低压UV(LPUV)汞灯、中压UV(MPUV)汞灯及真空UV/UV(VUV/UV)汞灯3种UV光源下UV/H2O2工艺对四环素(TC)的降解动力学,并建立了降解动力学模型。结果表明,VUV/UV光源对TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)的光降解速率常数明显大于LPUV与MPUV光源。随着初始投加H2O2浓度的增大,LPUV/H2O2和MPUV/H2O2对TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)的降解速率常数快速增大。然而,VUV/UV/H2O2对低质量浓度TC(0.1 mg·L?1)的降解速率常数随H2O2浓度的增大逐渐降低,对高质量浓度TC(5.0 mg·L?1)的降解速率常数逐渐增大。实验结果与降解动力学模型模拟相符。在实际UV-AOPs光源选择中,单纯降解动力学对比具有测试结果准确性高、费用低等优势,但存在无法考虑灯效、氧化剂费用等缺点,因此,还应结合中试实验的能耗对比综合考虑。

English Abstract






--> --> --> 近年来,微量有机污染物(药品与个人护理品、内分泌干扰物等)被频繁检出,成为影响环境和公众健康的重大问题[1]。传统的水处理技术无法有效去除多数微量有机污染物,因此,针对水的深度处理技术尤为重要[2]。四环素(TC)是目前世界上应用最为广泛的抗生素之一[3],其有效去除技术受到广泛关注。大量研究结果表明,基于紫外(UV)的高级氧化工艺(UV-AOPs)可有效去除饮用水、废水和再生水中的大多数微量有机污染物[4-8]。其中,UV/H2O2工艺具有流程简单、氧化能力强以及无二次污染等优点,显示出良好的发展潜力和应用前景[9],其反应原理见式(1)。目前,世界上已有以荷兰Andijk、加拿大Cornwall为代表的多家饮用水厂采用UV/H2O2工艺作为水深度处理工艺[10]
在UV/H2O2工艺中,UV光源的选择至关重要,目前几种常见的UV光源获得了较好的实际应用。低压UV(LPUV)汞灯可发出254 nm单色光,具有效率高和造价低的优点。真空UV/UV(VUV/UV) 汞灯通过对LPUV汞灯灯管材料的改进(采用高纯石英玻璃)及电气参数调节,可同时输出254 nm和185 nm波长的UV光[11],185 nm的VUV可通过光解水产生强氧化性HO·(式(2)),进而氧化有机污染物。
同时,最近的研究表明,双波长(254 nm/185 nm)UV辐照对UV-AOPs具有协同强化作用[12]。中压UV(MPUV) 汞灯的特点是结构紧凑、输出功率高及具有较宽的UV发射光谱(200~400 nm)。但是,MPUV汞灯在UV区(200~300 nm)电光转换效率低及寿命短的缺点限制了其应用。
探讨UV/H2O2工艺去除微量污染物的适合光源需考虑多个方面,包括目标污染物降解动力学、光源在UVC波段的电光转换效率、灯的使用寿命及长期运行的稳定性。其中,通过实验及模型计算对比不同光源下目标污染物降解动力学是关键。污染物降解动力学反映了基于相同辐照剂量下,不同光源激发UV/H2O2工艺对目标污染物的降解效果。由于不同光反应器中平均辐照剂量率不同,为使UV/H2O2实验结果具有对比性,一般采用剂量基动力学进行研究[13-14]
不同光源降解动力学的对比中,光反应器的选择是关键。目前,序批式光反应器和准平行光束仪应用最为广泛。序批式光反应器易于搭建,形状常为圆筒式,UV光源安装于圆筒反应器轴线处,与实际UV反应器相似,可采用尿苷或阿特拉津等化学感光剂测定辐照剂量。然而,UV光源在反应器中剂量率分布不均,导致剂量准确测定较难,此外,该反应器安装MPUV汞灯时,溶液温度通常较难控制。在准平行光束仪下,辐照剂量可根据UV辐照计在光斑中心测得的数值,结合佩特里系数(petri factor)、发散系数(divergence factor)、反射系数(reflection factor)和水系数(water factor)等参数修正得到[15]。但是,应用VUV/UV光源时,由于VUV在空气中透射率很低且样品到灯管的距离较远,VUV很难辐照到样品上,因此,利用准平行光束仪无法开展VUV辐照实验。本实验室前期开发的细管流光反应系统(MFPS)可准确测量LPUV、VUV/UV和MPUV 3种光源的剂量基反应速率常数[16]。此外,MFPS还具有所需样品量小,最大辐照强度接近实际工程等优点。本研究基于MFPS,实验测定3种UV光源激发UV/H2O2工艺对TC的降解动力学。同时建立相应的光降解动力学模型模拟,探讨各光源的优势。本研究对于UV/H2O2工艺中适宜光源的选择、高效工艺的研发具有重要意义。

光反应实验在配装VUV/UV和MPUV汞灯的MFPS(图1)上开展[16]。VUV/UV汞灯(浙江硖石万华,8 W)可同时输出185 nm VUV和254 nm UV,MPUV汞灯(佛山柯维,500 W)可输出200~300 nm UV。LPUV样品管为掺钛石英管,其滤过VUV/UV汞灯发射的185 nm VUV辐照,使得管内样品仅可接受254 nm UV辐照。VUV/UV和MPUV样品管均由高纯石英材料制成,不过滤任何波长UV。样品管的内径(r)和长度(h)分别为0.24 cm和10.0 cm。样品管均放置于距离灯表面3.0 mm处接受辐照。


本文中,MFPS采用循环模式进行实验,在实验时间,任一时刻只有部分实验水样受到辐照。为了准确计算出实验中每个时刻样品所接受的剂量,需定义等效辐照时间(tree),即在相同辐照强度下,全部水样达到与同时辐照(相同辐照剂量率)处理效果所消耗的时间(式(3))。因此,循环模式下LPUV、VUV、VUV/UV和MPUV的辐照剂量计算公式分别见式(4)~式(7)。
式中:V为样品的总体积,mL;t为实验时间,s。
式中:$E_{{\rm{LPUV}}}^0$$E_{{\rm{MPUV}}}^0$$E_{{\rm{VUV}}}^0$分别为LPUV,MPUV和VUV的辐照强度,einstein·(m2·s)?1,本实验中$E_{{\rm{LPUV}}}^0$$E_{{\rm{MPUV}}}^0$$E_{{\rm{VUV}}}^0$分别被测定为4.97×10?4、4.62×10?4及1.32×10?5 einstein·(m2·s)?1

不同光源UV/H2O2对TC的降解速率常数(k′)(式(8))包括直接光解速率常数(kd)和间接氧化速率常数(ki),分别根据式(9)和式(10)进行计算。
式中:ΦTC为TC光降解的量子产率,mol·einstein?1q0为在不同光源下TC的光子通量,einstein·s?1fTC为在不同光源下TC的光子吸收比例,%;a为在不同光源下溶液的吸光系数,cm?1l′为有效光程,cm。
式中:kTC,HO·为TC与HO·的二级反应速率常数,L·(mol·s)?1CHO·为稳态时HO·的浓度(见式(11)),mol·L?1E0为不同光源的辐照强度,einstein·(m2·s)?1
式中:rHO·为HO·的生成速率,mol·s?1$k_{{\rm{H}}_2{\rm{O}}_2} $,HO·为H2O2与HO·的二级反应常数,L·(mol·s)?1$k_{{\rm{HPO}}_4^{2 - }}$,HO·${\rm{HPO}}_4^{2 - }$与HO·的二级反应常数,L·(mol·s)?1$k_{{\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^ - }$,HO·${{\rm{H}}_2}{\rm{PO}}_4^ - $与HO·的二级反应常数,L·(mol·s)?1。本实验均在pH = 7.0,5.0 mmol·L?1的磷酸缓冲溶液中进行。
在LPUV和VUV/UV汞灯下,UV/H2O2工艺对TC的降解速率常数($k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $)分别根据式(12)和式(13)进行计算。MPUV汞灯可发射连续波长UV(λa~λb),而不同UV波长对TC的kd不同。因此,MPUV/H2O2对TC的降解速率常数($k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $)见式(14)。不同光源UV/H2O2的动力学模型所涉及的化学反应和参数见表1表2。3种光源下,式(9)和(11)中q0fTCrHO·等数值不同。为了准确计算出3种光源UV/H2O2对TC的k′,需要根据相应的计算测定方法[16-17],并结合表1表2中的参数,得到3种光源下q0fTCrHO·等数值。









所有实验均采用超纯水(Milli-Q,Advanrtage A10)配置。TC购自北京沃凯生物科技有限公司,乙腈和甲酸购自Fisher Scientific公司。磷酸盐和H2O2购自北京国药试剂公司。采用磷酸盐缓冲溶液调节和控制pH。TC浓度通过高效液相色谱(Shimadzu LC-20AT series,Kyoto,Japan)测定,色谱柱为C18反相柱(250 mm×4.6 mm,5 μm,Dikma Beijing,China),柱温20 ℃,流速0.8 mL·min?1,流动相为80% 0.01 mol·L?1草酸水(A)和20%纯乙腈(B),采用二极阵列UV/vis检测器在360 nm处检测TC。高浓度H2O2通过240 nm 吸光度测定其浓度,低浓度H2O2通过N,N-二乙基-1,4-苯二胺硫酸盐(DPD)法进行测定。

不同质量浓度TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)在LPUV、MPUV和VUV/UV汞灯辐照下的直接光解结果见图2。由图2可见,各光源对TC的直接光解均符合准一级动力学,光解速率常数由高到低依次为VUV/UV汞灯、LPUV汞灯和MPUV汞灯。VUV/UV汞灯的直接降解速率远高于LPUV和MPUV汞灯,这是由于TC溶液同时受到VUV和UV辐照,其中VUV光解水产生强氧化性的HO·,可快速降解TC。由表2可知,MPUV汞灯发射出的低波长(200~230 nm)可被TC有效吸收,因此,kd,MPUV>kd,LPUV。此外,随着TC初始质量浓度的增加,3种光源对TC的光解速率常数均降低,这是由于较高的污染物初始浓度会增大溶液的UV吸光度,导致TC受到的平均UV辐照强度下降,降低了UV光解速率。对于VUV/UV光源,高浓度TC同时还会竞争HO·,从而降低稳态时HO·的浓度,降低TC降解速率。



H2O2在UV激发下可产生高效降解TC的 HO·。不同光源UV/H2O2工艺对不同浓度TC的降解效果见图3。由图3可以看出,不同光源UV/H2O2工艺对低质量浓度(0.1 mg·L?1)及高质量浓度(5.0 mg·L?1)TC降解均符合准一级动力学。在3种光源中,VUV/UV汞灯的$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $最大,这是因为VUV光解水能额外产生HO·,从而强化TC的降解。此外,H2O2在低波长(200~230 nm)的摩尔吸光系数较高(>50 L·(mol·cm)?1),而在254 nm时的摩尔吸光系数仅为19.02 L·(mol·cm)?1(表2),进而导致$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $高于$ k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}}$



在不同H2O2质量浓度(0、0.5、5.0及25.0 mg·L?1)下,不同光源UV/H2O2工艺对不同质量浓度TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)的降解速率见表3。由表3可以看出,随着H2O2浓度的提高,不同质量浓度TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)对应的$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $逐渐增大。这是由于增大H2O2质量浓度会提高稳态时HO·的浓度,导致更高HO·的间接氧化速率。对于VUV/UV/H2O2而言,在低质量浓度TC(0.1 mg·L?1)下,$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $随着H2O2浓度增加而逐渐降低;在高质量浓度TC(5.0 mg·L?1)下,$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $随着H2O2质量浓度增加逐渐增大。这与之前研究[17]的结果类似。H2O2的作用应综合以下3个原因进行分析:H2O2在VUV和UV激发下会生成HO·;H2O2会消耗水中的HO·(VUV光解水和VUV及UV光解H2O2生成);随着TC质量浓度增大,TC对VUV光子及HO·的竞争能力增强。





不同光源UV/H2O2工艺对不同质量浓度TC(0.1 mg·L?1和5.0 mg·L?1)降解速率常数的模型模拟与实验测试结果见图4。模型计算结果表明,随着H2O2投加量(0~30.0 mg·L?1)的提高,不同浓度TC的$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $均呈增大趋势。然而,$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $则呈相反的趋势,其在TC初始质量浓度为0.1 mg·L?1时呈降低的趋势,TC初始质量浓度为5.0 mg·L?1时呈升高趋势。模型计算结果与实验结果相符合。此外,MPUV汞灯为多光谱辐射,其波长选定范围会影响剂量基动力学常数,进而影响不同光源间的对比。因此,多光谱光源(MPUV汞灯)应标注选定波长范围。



适宜的光源是提高UV-AOPs效率的重要因素,但目前相关研究较少。本文基于MFPS开展了不同光源UV/H2O2工艺降解动力学的对比研究,其实质是在相同辐照剂量下,从剂量基反应速率常数的角度比较各光源UV-AOPs对目标污染物的降解效果,此方法具有准确性高、费用低等优势。然而,不同光源UV-AOPs会受到UV灯电光转化效率、氧化剂费用等因素的影响,生成相同辐照剂量所需的能耗并不相同。此外,实际应用中不同光源UV反应器的优化效果也并不相同。因此,单纯剂量基动力学对比研究并不能给工程人员提供直接依据以选择适宜光源。在实际应用中,光源选择还应结合中试实验的能耗数据进行综合考虑。

1) 3种光源(LPUV、MPUV及VUV/UV汞灯)对TC的直接光降解过程均符合准一级动力学,且kd, VUV/UV大于kd, MPUVkd, LPUV。随着初始H2O2投加量的加大,不同质量浓度TC的$k'_{\rm{MPUV/H_2O_2}} $$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $均迅速增大。然而,低质量浓度TC的$k'_{\rm{LPUV/H_2O_2}} $逐渐降低,高质量浓度TC的$k'_{\rm{VUV/UV/H_2O_2}} $逐渐增大。
2) 3种光源(LPUV、MPUV及VUV/UV汞灯)下UV/H2O2工艺对TC的降解动力学模型模拟与实验结果趋势一致,表明模型可较为准确的模拟不同光源UV/H2O2工艺。此外,本研究中,动力学比较方法也可应用于其他UV光源,如UV-LEDs和准分子灯。
3)适宜光源的选择是高效UV-AOPs的重要因素,降解动力学对比具有测试结果准确性高、费用低等优势及无法考虑灯效、氧化剂费用等缺陷,因此,光源选择还应结合中试实验的能耗数据进行综合考虑。

参考文献 (22)
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