Fenton法去除微囊藻毒素及有机污染物的研究
水中微囊藻毒素去除方法的研究
水中微囊藻毒素去除方法的研究
研究背景：
微囊藻毒素是污染水环境的主要原因。
它们会引发许多毒理作用，可能通过不同的生物和非生物过程对网络生态系统有害。
为了减轻微囊藻毒素对人体和环境的潜在毒性危害，十分必要的是开发有效的水处理技术来降低水体中的微囊藻毒素浓度，实现安全饮用水和水质保护。
研究内容：
本研究将集中研究微囊藻毒素去除方法，E-NTU法作为我们探讨的重点。
本研究将探讨微囊藻毒素去除效率及其影响因素，例如水温，加药量，pH值，来水流量和沉积时间等，以及膜过滤和活性炭及其他技术对微囊藻毒素去除效果的比较研究。
本研究还将针对微囊藻毒素去除时的工艺经济性进行评估。
研究进程：
本研究将以实验室和室内水处理系统为主要研究载体，主要研究步骤如下：
（1）详细研究微囊藻毒素的分类，观察其出现在水中的状况及其分布特征。
（2）测定不同pH值下微囊藻毒素的去除效果（汞板培养及凝集剂），并深入研究去除机理。
（3）应用E-NTU法进行微囊藻毒素去除实验，探讨水温、加药量、pH值、来水流量和沉积时间等条件下的E-NTU法微囊藻毒素去除效率及其影响因素的影响规律。
（4）研究膜过滤、活性炭和其他技术的去除效果，并探讨去除效果的机理，对比不同技术在同等条件下对微囊藻毒素去除效率的区别。
（5）本研究将建立模型，测算技术在各个参数下的经济性分析，以评估微囊藻毒素去除技术在实际应用中的技术经济性。
Fenton法处理土壤点源有毒有机污染实验研究的开题报告
Fenton法处理土壤点源有毒有机污染实验研究的开题报告一、研究背景有毒有机污染物是一种常见的土壤污染，它对生态系统和人类健康都构成了潜在威胁。
当前，治理有毒有机污染土壤的技术途径有很多，其中Fenton法因其高效、简单、低成本等优点，受到越来越多的关注。
Fenton法是利用过氧化氢和铁离子产生的羟基自由基，对有机污染物进行氧化分解的一种技术，已经在土壤污染治理领域得到了广泛应用。
然而，Fenton法的应用在不同的环境条件下可能存在一定的差异，因此需要对其进行实验研究，掌握其最佳工作条件和适用范围，以实现有毒有机污染土壤的有效治理。
二、研究问题和目标本研究的主要问题和目标如下：问题：Fenton法在不同条件下处理土壤点源有毒有机污染物的效果如何？Fenton法的最佳操作条件是什么？目标：通过实验研究，评估Fenton法在不同条件下处理土壤点源有毒有机污染的效果，并确定其最佳操作条件，为土壤污染治理提供参考。
三、研究内容和方法1. 实验材料准备选取常见土壤有毒有机污染物作为实验材料，并准备Fenton试剂。
2. 实验设计采用单因素实验设计，研究Fenton法处理土壤点源有毒有机污染物的最佳操作条件。
分别考察铁离子用量、过氧化氢用量、pH值和反应时间对Fenton法的处理效果的影响。
3. 分析评价采用紫外吸收光谱法和气相色谱-质谱联用法分析有毒有机污染物的降解效果，并对实验结果进行统计分析。
四、预期成果本研究预期对Fenton法处理土壤点源有毒有机污染的效果和最佳操作条件进行了探究，为土壤污染治理提供参考依据，并推动Fenton法在实际应用中的丰富和发展。
Fenton试剂在有机废水处理中的研究工学论文
Fenton试剂在有机废水处理中的研究工学论文Fenton试剂在有机废水处理中的研究工学论文【摘要】:文章阐述了用Fenton试剂处理难降解污染物的现状和进展，简单介绍了其应用及原理。
利用Fenton试剂去除水体中难降解、稳定性强且毒性大的有机污染物。
【关键词】：难降解有机物；Fenton；羟基自由基1894年,化学家Fenton首次发现有机物在(H2O2)与Fe2+组成的混合溶液中能被迅速氧化，并把这种体系称为标准Fenton试剂，可以将当时很多已知的有机化合物如羧酸、醇、酯类氧化为无机态，氧化效果十分明显[1]。
Fenton试剂是由H2O2和Fe2+混合得到的一种强氧化剂，特别适用于某些难治理的或对生物有毒性的工业废水的处理。
1.Fenton试剂降解有机物的机理Fenton试剂之所以具有非常高的氧化能力，是因为在Fe2+离子的催化作用下H2O2的分解活化能低(34.9kJ/mol)，能够分解产生羟基自基OH·。
同其它一些氧化剂相比，羟基自由基具有更高的氧化电极电位，因而具有很强的氧化性能[2]。
2.Fenton试剂的影响因素Fenton试剂处理难降解有机废水的影响因素根据上述Fenton试剂反应的机理可知,OH·是氧化有机物的有效因子,而[Fe2+]、[H2O2]、[OH]决定了OH·的产量,因而决定了与有机物反应的程度。
影响Fenton试剂处理难降解难氧化有机废水的因素包括pH值、H2O2投加量、催化剂投加量和反应温度[3]等。
2.1pH值Fenton试剂是在pH是酸性条件下发生作用的,在中性和碱性环境中,Fe2+不能催化H2O2产生OH·。
按照经典的Fenton试剂反应理论,pH值升高不仅抑制了OH·的产生,而且使溶液中的Fe2+以氢氧化物的形式沉淀而失去催化能力。
当pH值过低时,溶液中的H+浓度过高,Fe3+不能顺利地被还原为Fe2+,催化反应受阻。
微囊藻毒素的检测及其治理研究进展
微囊藻毒素的检测及其治理研究进展微囊藻毒素是水体富营养化发生后产生的最大危险物质之一，对人体健康有极大的危害。
文章主要从藻毒素的危害、致毒机理、分析检测方法及其去除方法等方面，对近年来对藻毒素的研究进展进行介绍。
标签：微囊藻毒素；检测；去除方法微囊藻毒素（MC）是由微囊藻（Microcystis）、浮游蓝丝藻（Plankt othrix）、鱼腥藻（Anabaena）和颤藻（Oscillat oria）等淡水藻类产生的环七肽肝毒素[1]。
微囊藻毒素是”水华”产生的最大危险物质之一。
它不仅直接污染饮用水源，还可以在水生生物中富集，通过食物链而进入高等级生物体内，直接威胁人类的健康和生存。
1 微囊藻毒素的致毒机理根据藻毒素对生理系统、器官和细胞等主要器官的不同影响，一般分为肝毒素、神经毒素和接触、肠胃刺激性毒素。
有报告指出藻毒素可能促进肿瘤的发生[2]。
微囊藻毒素可以促进机体内脂类物质过氧化反应，破坏机体氧自由基的产生与清除的平衡，而体内自由基和许多疾病和外源性损伤的病理过程都有关联[3]。
2 微囊藻毒素的检测方法水环境中MC的分析检测是研究其在水环境中分布和迁移规律以及去除方法的基础。
目前MC的检测方法可以简单分为：生物检测法、免疫检测法、蛋白磷酸酶抑制法、色谱分析法和聚合酶链反应（PCR）分析。
2.1 生物检测法生物检测法分为动物实验和细胞学实验。
动物实验是通过研究藻毒素对动物的急性毒性作用来验证其毒理效应。
但其缺点是不能进行定性分析，且检测灵敏度不高。
细胞学实验是利用原代肝细胞来检测藻毒素，可大大减少受试动物的使用量，同时受试细胞的同质性还可避免在动物实验各出现的个体差异，缺点是对操作者要求较高，要求操作人员掌握一定细胞培养技术。
2.2 色谱分析法分析MC的色谱技术包括高效液相色谱（HPLC），液相色谱-质谱联用分析（（LC-MS），毛细管电泳技术（CE）等。
高效液相色谱（HPLC）是环境监测不可或缺的技术支撑，对藻类毒素及其同系物可做到定性和定量分析，是了解藻类毒素化学性质和结构的重要手段。
光催化氧化法降解微囊藻毒素研究进展
光催化氧化法降解微囊藻毒素研究进展摘要近年来蓝藻水华现象日益严重，甚至威胁了人类饮用水的安全。
传统水处理技术对微囊藻毒素去除效果不明显，新型降解技术亟待研究。
概述了光Fenton氧化法、二氧化钛系列光催化氧化法的特点和类型，研究其应用进展，并提出未来光催化氧化法降解微囊藻毒素的主要研究方向。
关键词饮用水；微囊藻毒素；光Fenton氧化法；二氧化钛；降解近年来，大面积的蓝藻水华污染以及蓝藻细胞破裂释放出的具有高致癌性的微囊藻毒，严重影响了饮用水源的水质安全。
低剂量的微囊藻毒素残留就能引起人和动物的肝脏损伤，过量饮用会诱发肝癌甚至死亡。
根据我国2007年7月起实施的新版《生活饮用水标准》（GB5749-2006），饮用水中的微囊藻毒素含量的上限是1 μg/L[1]。
现有的传统水处理技术一般按照“混凝→沉淀→过滤→消毒”的工艺流程，能滤去未破裂的藻细胞及胞内毒素，但对于胞外毒素不起作用。
因此，探寻微污染水中微囊藻毒素的高效降解方法成为当下的紧要问题。
常规MC处理技术包括活性炭吸附，紫外光降解和化学氧化法，但各有局限性[2]。
高级氧化技术的操作条件易于控制且具有强氧化性，成为国内外学者的主要研究方向之一，主要包括光催化氧化法、湿式空气催化氧化法、（类）Fenton 试剂氧化法等。
其中，作为一种高效的水体净化技术，光催化氧化法的应用前景十分广阔。
1 光Fenton氧化法光Fenton氧化法是指在传统的Fe2+/H2O2的基础上加入紫外光及光化学活性物质以提高羟基自由基的产生速率。
一般包括UV/Fenton法和UV-vis/草酸铁络合物/H2O2法2种。
1.1 UV/Fenton法UV/Fenton法相当于普通Fenton法和UV/H2O2系统的复合，其作用机理是在普通Fenton系统的作用基础上，由于Fe（OH）2+络合物的存在使Fe2+与UV 具有协同作用，促进H2O2的分解，从而减少Fe2+的使用量，提高H2O2的利用率。
混凝与Fenton试剂联用去除微污染水中的微囊藻毒素
成为一个 全球性 的环境问题 。Ｊ 。水体富营养化与水源污染 对净水技术提出了新 的挑战 ， 不能有效去除藻毒素 ， 就不能保 障安全饮用水 的供给 。如何有效消除藻毒素污染 已成为我 国
乃至世界环境科学领域 的一个难题 。传统 的水处理工 艺 如混凝沉淀 、 过滤和加氯消毒等对 藻毒素 的去 除作用是有 限 的， 特别是 溶解 性 藻毒 素 。Ｊ ｉ ａ等研 究 了 Ｃ０ 预 氧化 、 １ 混 凝／ 沉淀、 过滤 、 消毒 以及臭 氧氧化和活性 炭吸附去除饮 用 氯 水 中藻 毒 素 的效 能 ， 果 表 明， 原 水 中藻 类 浓 度 高 时 ， 结 当 ２ｍ ／ 的 Ｃ０ ｇＬ １ 预氧化 不能 控制藻类 的生长 ； 混凝 、 过滤使 出 水 中藻毒素浓度明显升高； 氯消毒能去除部分藻毒素 ； 臭氧氧
类。当水华严重时 ， 细胞破裂后会 释放出多种 藻毒素。微 藻 囊藻毒素毒性较大 ， 分布广泛 ， 具有稳定的化学结构 ， 常规饮
用水处理技术不能有效脱 除水体 中的藻毒素 。因此 ， 藻毒 素对人们的饮水安全造成 了严 重威胁 ， 水体 中藻 毒素污染 已
Ｗａ ｒ ６ ０型高效液相色谱仪 （ 国 Ｗａｅ 公 司生产 ） ｔｓ ０ ｅ 美 ｔｓ ｒ ； Ｐ Ｓ Ｃ型精密 酸度计 （ 海雷磁 仪器 厂生 产 ） ０ ４ ｘ Ｈ 一２ 上 ；． ５ ｔ ｍ、
化和活性炭 吸附能 完全去 除饮用水 中藻毒素 。由此可 看
出， 水处理单 元工艺对藻毒素的去除是很有限 的， 而组合工艺 可以发挥各工序的优点 ， 可经济有效地去除藻毒素。因此 ， 本 试 验 研 究 了采 用 Ｆ Ｃ 强 化 混 凝 工 艺 与 Ｆ “／ ： ：或 ｅ１ ｅ ＨＯ Ｆ“／ ｅ Ｈ Ｏ 高级 氧化 技术联 用脱 除藻毒 素的效 果 ， 先采 用 首
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制引言随着工业化和城市化的快速进步，废水处理成为一个重要的环境保卫议题。
废水中存在着各种有害物质，包括有机物、重金属离子和微生物等。
这些物质对环境和人类健康造成了严峻的恐吓。
因此，开发高效可行的废水处理技术显得尤为重要。
Fenton试剂即Fe2+和H2O2的混合物，被广泛用于废水处理中，因其高效、经济、环境友好等特点备受瞩目。
本文将探讨。
一、pH值的影响pH值是影响Fenton试剂处理废水效果的重要因素。
一般来说，较低的pH值对于Fenton试剂的活性更有利。
这是因为在较低的pH值下，铁离子（Fe2+）更容易释放，并形成高活性的Fe3+以及OH自由基。
这些自由基具有强氧化能力，能够迅速氧化有机物，增进废水的降解。
然而，过低的pH值可能导致H2O2分解不完全，反应效果下降。
因此，选择合适的pH值对于Fenton试剂的应用至关重要。
二、废水中的有机物性质废水中的有机物性质是影响Fenton试剂处理效果的关键因素之一。
有机物分子结构中的特殊官能团或基团对Fenton试剂的反应活性有重要影响。
一般来说，含有酚羟基（-OH）、芳香环和烯丙基等结构的有机物在Fenton试剂作用下往往容易被氧化降解。
然而，含有卤素、硝基等结构的有机物对Fenton试剂的反应活性较低。
此外，废水中的有机物浓度也会影响Fenton试剂的应用效果。
当有机物浓度过高时，需加大Fenton试剂的投加量以确保废水的充分降解。
三、过量Fenton试剂的投加在Fenton试剂废水处理过程中，高剂量的Fe2+和H2O2投加可增加OH自由基的产生，进一步提高氧化反应速率。
过量Fenton试剂的投加可以通过以下机制提高有毒有机物的降解效果：（1）产生更多的HO•自由基，增进有机物的氧化降解；（2）缩减有机物与铁离子之间的络合反应，提高有机物的暴露程度；（3）产生更多的还原剂，缩减氧化物质的堆积，防止反应中间产物的积累。
Fenton试剂催化氧化降解微囊藻毒素的动力学研究
（ ｏｌｇ ｓｕ ｃｓ ｎ ｖｒｎ ｎ ， ａ ｚ ｏ ｒ ｌＵ ｉｅｓｔ Ｑ ａ ｚ ｏ ６ ０ ０ Ｃ ｉａ Ｃ ｌ ｅ ｆ Ｒｅｏ ｒｅ ｄ Ｅｎ ｉ ｍｅ ｔ Ｑｕ ｎ ｈ ｕＮｏｍａ ｎｖ ｒｉ ｅ ｏ ａ ｏ ｙ， ｕ ｎ ｈ ｕ３ ２ ０ ， ｈｎ ）
１ ２月
Ｆ ｎｏ 试剂催化氧化降解微囊藻毒素的动力学研究 ｅｔｎ
陈一萍
（ 州师 范学 院资源 与环境 学院 ，福建 泉 州 ３ ２ ０ ） 泉 ６ ０ ０
摘 要： 针对饮 用水中藻毒隶污染的问题 ， 以微囊藻毒 索作为研 究对象 ， 系统地研 究 了 Ｆ ｎｏ ｅｔｎ试 剂催 化氧化 降解
ｔ ｅ ｏ ｉａ ｉ ｎ ｋ ｎ ｔｃ ｆ ｒ ｍｏ ａ ｆ Ｍ ｉ ｒ ｃ ｓ ｉ ｈ ｘ ｄ ｔｏ ｉ ｅ ｉ ｓ ｏ ｅ ｒ Ｉｏ ｃ ｏ ｙ ｔｎ— ＬＲ ｙ Ｆｅ ｔ ｎ ｒ ａ ｅ ｔ ｗ ａ ｎ ｅ ｔｇ ｔ ｄ Ｔｈ ｅ ｕ ｔ ｂ ｎ ｏ ｅ ｇ ｎ ｓ ｉ ｖ ｓｉａ ｅ ． ｅ ｒ ｓ ｌｓ
ｔｏ ｓｅ ｔ ｂ ｉｈ ｄ ａ ｄ ｆ ｕ ｄ ｔ ｕ ｔｔ ｅ ｅ ｐ ｒｍ ｅ ｔ ｌｄ ｔ ｕ ｔ ｌ Ｉ ｓ ｍ ａ ｈ ｍ ａ ｉ ａ ｘ ｒ ｓ ｉ ｎ ｉ ａ ｉ ｎ ｗａ ｓ ａ ｌ ｅ ｎ ｏ ｎ ｏ ｓ ｉ ｈ ｘ ｅ ｉ ｎ ａ ａ ａ ｑ ｉｅ ｗｅ １ ｔ ｔ ｅ ｔ ｌｅ ｐ ｅ ｓｏ ｓ ｓ ｓ ． ｃ
为止 如何有 效 控 制 蓝 藻 水 华 污 染 和去 除 ＭＣ仍 是 摆 在 环境科 学领 域 的一 个难题 。 高级氧 化技 术 （ ＡＯＴ ） 要是 利 用 高 活性 的 自 ｓ主
的最 主 要 危 害 是 释 放 以微 囊 藻 毒 素 （ ｃｏ ｙ ｔ ， Ｍｉ ｃｓｉ ｒ ｎ
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制废水处理是一项重要的环保工作，因为废水中含有各种有害物质，如果不进行有效处理，会对环境和人类的健康造成严重影响。
Fenton试剂作为一种常用的废水处理方法，其作用机制备受关注。
本文将探讨Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制，以期更好地了解和应用该方法。
Fenton试剂是一种由过渡金属铁和过氧化氢组成的复合物，能够产生活性氧自由基，如羟基氧自由基（·OH）等，具有很强的氧化还原能力。
Fenton试剂的作用机制主要包括以下几个方面：1. pH值：废水处理过程中的pH值对Fenton试剂的作用效果具有重要影响。
一般来说，较低的pH值能够增加反应速率和废水中有机污染物的去除效果。
这是因为低pH值可以增加铁离子的可溶性，提高其与过氧化氢的反应速率。
2. 温度：废水处理中的温度也会对Fenton试剂的作用产生影响。
较高的温度有助于增强反应速率和废水中有机污染物的去除效果。
这是因为升高温度可以提高反应活性，增加氧化反应的速率常数。
3. 过氧化氢浓度：废水中过氧化氢的浓度对Fenton试剂的作用效果非常重要。
较高的过氧化氢浓度能够提高氧化反应速率和去除效果。
过氧化氢浓度的增加会增加Fenton试剂产生羟基自由基的可能性。
4. 铁离子浓度：废水中的铁离子浓度是Fenton试剂作用的关键因素之一。
较高的铁离子浓度可以提高Fenton试剂产生羟基自由基的速率，并增加废水中有机污染物的去除效果。
但过高的铁离子浓度会导致反应速率的减慢，产生二次污染问题。
5. 废水性质：不同类型的废水对Fenton试剂的作用也会产生差异。
有机物浓度较高、难降解的废水，其处理效果可能相对较差。
废水中的其他离子和溶解物质也可能与Fenton试剂发生竞争反应，降低其作用效果。
综上所述，Fenton试剂处理废水的作用机制受到多个因素的影响。
《2024年Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制》范文
《Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制》篇一一、引言随着工业化的快速发展，废水处理成为环境保护领域的重要课题。
Fenton试剂作为一种强氧化剂，在废水处理中具有广泛的应用。
本文将重点探讨Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制，为废水处理提供理论依据。
二、Fenton试剂及其应用Fenton试剂主要由亚铁离子（Fe2+）和过氧化氢（H2O2）组成，通过催化剂的作用，可以产生强氧化性的羟基自由基（·OH），从而对废水中的有机物进行氧化降解。
Fenton试剂具有反应速度快、适用范围广、处理效果好等优点，被广泛应用于废水处理领域。
三、影响Fenton试剂处理效果的因素1. pH值：pH值是影响Fenton试剂处理效果的关键因素。
在酸性条件下，Fenton试剂能产生更多的·OH，从而提高氧化能力。
然而，过低的pH值可能导致亚铁离子沉淀，影响催化剂的活性。
因此，合适的pH值对于提高Fenton试剂的处理效果至关重要。
2. 亚铁离子浓度：亚铁离子作为Fenton试剂的催化剂，其浓度直接影响着·OH的生成量。
适量的亚铁离子可以加速H2O2的分解，产生更多的·OH。
然而，过高的亚铁离子浓度可能导致·OH被消耗，从而降低处理效果。
3. 过氧化氢浓度：过氧化氢是Fenton试剂的主要成分之一，其浓度直接影响着氧化能力的强弱。
适当的过氧化氢浓度可以保证·OH的生成量，过低的浓度可能导致处理效果不佳，而过高的浓度则可能引起副反应，降低处理效率。
4. 反应温度：反应温度对Fenton试剂的处理效果也有一定影响。
适当的温度可以加速反应进程，提高处理效率。
然而，过高的温度可能导致·OH的失活，降低处理效果。
四、各影响因子的作用机制1. pH值的作用机制：在酸性条件下，H+离子可以促进Fe3+与H2O2的反应，生成Fe2+和·OH。
碱解—Fenton氧化预处理灭多威生产废水
碱解—Fenton氧化预处理灭多威生产废水碱解—Fenton氧化预处理灭多威生产废水引言：灭多威（MCPA）是一种广泛应用于农业领域的除草剂，然而其生产过程中会产生大量的废水，其中含有大量的有机物和其他污染物。
直接将这些废水排放到环境中会对水体、土壤和生态系统造成严重的污染和破坏。
因此，对灭多威生产废水的处理成为迫切需要解决的环境问题之一。
本文将介绍一种碱解—Fenton氧化预处理方法，以解决灭多威生产废水的处理难题。
一、灭多威生产废水的特点和问题灭多威生产废水的主要特点包括高浓度的有机物质、氮和磷的含量、高度酸碱度和pH值波动较大等。
其中，有机物主要来源于灭多威的合成剂和其他原料，氮和磷主要来自于灭多威的配方中的氨基和磷酸基团。
这些特性使得灭多威生产废水具有较高的毒性和难降解性，给后续处理和环境影响带来了很大的挑战。
二、碱解—Fenton氧化预处理技术的原理碱解—Fenton氧化预处理技术是一种将碱解和Fenton氧化两种方法结合起来的处理方法。
碱解是通过加入碱性溶液将酸性水质中的有机酸中和生成无毒盐，降低水的酸度，提高水质的pH值，改善后续的处理条件。
Fenton氧化是利用过氧化氢与Fe2+催化剂反应产生氢自由基的过程，通过氢自由基的氧化作用，将有机物氧化为水和二氧化碳，降解有机物质。
三、碱解—Fenton氧化预处理技术的实施步骤1. 初步处理：对灭多威生产废水进行初步处理，包括固液分离、过滤等，去除杂质和悬浮物，提高后续处理效果。
2. 碱解处理：将初步处理后的废水中加入适量的碱性溶液，如氢氧化钠、氨水等，调节废水的pH值。
碱的选择要根据废水的pH值和酸碱度来确定，使得废水的pH值适宜后续的氧化反应。
3. Fenton氧化处理：在经过碱解处理后的废水中加入适量的Fe2+和过氧化氢，形成Fenton试剂。
然后通过搅拌、加热等方式促进Fe2+和过氧化氢的反应，生成氢自由基。
氢自由基通过氧化反应，将废水中的有机物质氧化为无毒物质，如水和二氧化碳。
芬顿-混凝反应对藻类胞外有机物去除机制研究
· 环境综合整治 ·芬顿-混凝反应对藻类胞外有机物去除机制研究林英姿1，任睿君1，邹瑜斌2，杨 炼3，柳乐怡4，肖 峰2（1. 吉林建筑大学市政与环境工程学院，吉林 长春 130118；2. 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室，北京 100085；3. 北京城市排水集团科技研发中心，北京 100124；4. 华北电力大学（北京）电气与电子工程学院，北京 102206）摘 要： 文章探究不同反应条件下芬顿-混凝反应与铁盐（Fe 2（SO 4）3）混凝反应对铜绿微囊藻胞外有机物（EOM ）的去除效果。
结果表明，在室温，pH=3，Fe 2+/H 2O 2摩尔比为1∶1时，EOM 的去除率达到最佳。
Fe 2+投加量为5 mmol/L 时，TOC 、UV 254去除率分别达到70%、34%。
通过三维荧光（EEM ）与分子量分布（HPSEC ）分析表明，藻类EOM 中主要成分是亲水性大分子多糖和蛋白质，其次是疏水性类腐殖酸物质。
单独的铁盐混凝反应表明混凝过程促进了芬顿反应对EOM 的去除，EOM 中亲水性大分子量物质的去除率很大程度是由Fe 2+氧化为Fe 3+通过混凝过程贡献。
此外，在芬顿反应处理EOM 过程中不同时间点絮体粒径受Fe 2+投加量影响较大，形成的絮体粒径越小，TOC 去除率越高。
关键词： 胞外有机物；芬顿反应；混凝；絮体粒径；总有机碳中图分类号： X703.1 文献标志码： A DOI ：10.16803/ki.issn.1004 − 6216.2020.01.013Study on Mechanism of Removal of Extracellular Organic Matter from Algae by Fenton-coagulation ReactionLIN Yingzi 1，REN Ruijun 1，ZOU Yubin 2，YANG Lian 3，LIU Leyi 4，XIAO Feng 2（1. School of Municipal and Environmental Engineering Jilin Jianzhu University, Changchun 130118, China ；2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology Research Center for Eco-Environmental Sciences Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China ；3. Research and Development Center for Beijing Drainage Group Ltd., Beijing 100124, China ；4. School ofElectrical and Electronic Engineering North China Electric Power University, Beijing 102206, China ）Abstract ： This paper investigated the effect of Fenton-coagulation reaction and the iron salt (Fe 2(SO 4)3) coagulation reaction on the removal of extracellular organic matter (EOM) from Microcystis aeruginosa under different reaction conditions. The results showed that the removal rate of EOM was the best with room temperature and pH=3 as well as a 1:1 molar ratio of Fe 2+/H 2O 2. The TOC and UV 254 removal rates were 70% and 34% respectively with the Fe 2+ dosage of 5mmol/L. Three-dimensional fluorescence (EEM) and high-performance size-exclusion chromatography (HPSEC) analysis indicated that the main components of algae EOM were hydrophilic macromolecular polysaccharides and proteins, followed by hydrophobic humic acid-like substances. The individual iron salt coagulation indicated that the coagulation process enhanced the Fenton reaction to remove EOM. The removal rate of hydrophilic large molecular weight substances in EOM was greatly contributed by the oxidation of Fe 2+ to Fe 3+ through the coagulation process. In addition, the particle size of the floc was greatly affected by Fe 2+ dosage at different time in the EOM treatment process by Fenton reaction, the smaller particle size of the floc formed, the higher the removal rate of TOC.Keywords ： EOM ；Fenton Reaction ；Coagulation ；Particle Size of Floc ；TOC CLC number ： X703.1随着时代的发展，我国许多城市以湖泊、水库等作为饮用水水源，然而大规模的藻类水华现象不仅严重破坏生态平衡，还对水质安全带来了严重的威胁[1]。
翻译高级氧化技术降解微囊藻毒素
翻译原文：Degradation of cyanobacteria toxin by advancedoxidation processes高级氧化技术降解微囊藻毒素Fares Al Momani a,∗, Daniel W. Smith b, Mohamed Gamal El-Din ba化学工程系，Mutah大学，约旦b土木与环境工程系，艾伯塔省埃德蒙顿，阿尔伯塔大学，加拿大系T6G 2M8摘要：例如O3，H2O2，O3/H2O2，O3/Fe(II)和芬顿方法的高级氧化技术（AOPs）可以用来处理水体中溶解的蓝藻毒素。
实验对反应物的浓度、pH、温度进行了考察，并评估了其中的动力学。
研究了单独使用O3或是与H2O2或Fe(II)联合来去除蓝藻毒素技术。
实验对芬顿法处理高浓度的蓝藻毒素进行了研究，结论是MC-LR和MC-RR的去除只能达到60%。
臭氧处理藻毒素可以成功地用二级动力学来描述，符合藻毒素和臭氧浓度一级动力学。
在20℃，MC-LR起始浓度1mg/L，pH为2—11，二级动力学反应速度维持在6.79×104—3.49×103M−1s−1。
其它的高级氧化技术（O3/H2O2，O3/Fe(II)，和芬顿）的为一级动力学。
当其中的物质O3，H2O2，O3/Fe(II)浓度增加，或温度升高时，反应的速度提高。
当pH=3，初始的毒素浓度1mg/L，一级反应速度是8.76±0.7 s−1。
关键词：蓝藻，芬顿，羟自由基（•OH），反应速率常数1：简介长久以来藻毒素是作为威胁人体健康的物质存在的。
在处理水体时，或在不同的水管理过程中（例如治疗期间），抽取原水和输水的除藻剂的使用会使细胞中的毒素分泌出来进入到环境水体中。
微囊藻毒素是一种由各种淡水蓝藻如微囊藻、鱼腥藻、念珠藻和颤物种分泌的单环七肽肝毒性物质。
微囊藻毒素的总体结构是个环[-d-Alal-X-d-MeAsp-l-Z-Adda-d-Glu-Mdha-]。
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童４ ０
２ ０
Ｏ
度为 １ ｍ ｌ 、 Ｈ Ｏ ］ ［ ｅＯ ］ ０： （ ｏ Ｌ ［ ２ ２／ ＦＳ ＝１ ｌ 摩尔 比， ｍ ／
后 同 ） ｐ ４ ０及 反 应温 度 为 （４±２ ℃ 的实 验 条 、Ｈ＝ ． ２ ） 件下 ， 藻毒 素 的降解效 果 如 图 ｌ 所示 。 从图 １ 可以看 出 ， 应开 始阶段 Ｆｎｏ 剂对 有 反 ｅｔ ｎ试
降解 效果 如 图 ２所示 。
分光光度法
ｕ
中
藻毒索
Ｅ ＩＡ法 ＬＳ
Ｇ ／ ０ ６ －２ ０ Ｂ Ｔ２４ ６ ０ ６
由图２可知， Ｆｎ ｎ体系中， 在 ｅｔ ｏ 较小的 Ｈ Ｏ 浓 ：
度 （ ． ｍｏ Ｌ 即 可 以有 １％ 以上 的去 除 率 。但 ０ １ｍ ｌ ） ／ ４
外分光光度计 （ 本 ， 日 岛津 ） 移液枪 （ ； 上海 ， 安亭） ； 超纯水 机 （ 重庆 ， 艾科 浦 ） 。
１２ 实 验方 法 ．
取 １ Ｌ质量 浓 度 为 １０ ｇＬ的 微 囊 藻 毒素 ０ｍ ０ ／ 标样 于 １Ｌ湖水 样 中 ， 用适 当浓度 的 Ｈ Ｓ 和 Ｎ Ｏ Ｏ ａＨ
贵阳 ５ ０８ ； ． ５ ０ １ ３ 贵州师范大学地理与环境科学学 院 ， 贵阳 ５０ ０ ５０ １）
摘 要： 利用 Ｆｎ ｎ法处理含 有微 囊藻毒素 的湖水 ， ｅｔ ｏ 经处理后的水样 中微 囊藻毒素去除率达到 ９ ．３ ，Ｏ Ｍ Ｖ 叶绿 素 ａ的去 除率 分 别达 到 ５ ．２ 、２ ２％ 和 ９ ．０ 。在 水样 中投 加 ７３ ％ Ｃ Ｄ Ｕ ２ ４ ３ ％ ３ ．２ ８９％
２． ｉｈ ｕ Ｋｅ ａ ｏａｏ ｙｏ ａｅ ｏｌｔ ｎ Ｃｏ ｔ ｌ＆ Ｒ ｓ ｕ ｃ ｕ ｅ Ｇｕｙ ｎ ５ ０ ，Ｃ ｉ ａ Ｇｕ ｚ ｏ ｙ Ｌ ｂ ｒｔｒ ｆＷ ｔｒＰ ｌ ｉ ｎ ｒ ｕｏ ｏ ｅ ｏ ｒｅ Ｒｅ ｓ ， ｉａ ｇ５ ０ ８ １ ｈｎ ； ３ Ｃ ｌ ｇ ｆＧｅ ｇａ ｈ ． ｏｌ ｅｏ ｏ ｒｐ ｙ＆ Ｅ ｖｒ ｎ ｎａ ｃｅ ｃ ｓ ｅ ｎ ｉｏ ｍｅ ｔｌＳ ｉｎ ｅ ，Ｇｕｚ ｏ ｒ ｌＵｎｖ ｒｉ ｉｈ ｕ Ｎｏ ｍａ ｉｅｓｔ ｙ，
１３ 实验 水样 ．
实 验用 原始水 样 理化 指标 见表 ２ ：
表 ２ 某湖水理化指标 项目
Ｃ Ｄ （ ｇ Ｌ Ｏ Ｍ／ ｍ ／ ） 藻毒素／ ｇＬ （ ／） 叶绿素 ａ （ ／
Ｕ Ｖ ／ｃ ～ ｍ
ｐ Ｈ
Ｈ Ｏ 浓度到 ５ｍ ｏ Ｌ ， ： ｍ Ｖ 后 藻毒素去除率有所下降。 这是因为 Ｈ Ｏ是 Ｏ ・ Ｈ 的生 成 剂 ， 时也 是 其清 除 同
Ｇ ｉ ｎ ５０ １ ｈｎ ） ｕｙ ｇ５ ００ ，Ｃ ｉａ ａ
Ａｂ ｔ ａ ｔ ｈ ｆ ｃｅ ｃ ｆ ｈ ｅ ｔｎ ｏ ｉａｉｎｏ ｈ ｅ ｒｄ ｔ ｎ ｏ ｃｏ ｙ ｔ ｓｉ ａ ｅｗａ ｎ — ｓｒ ｃ ：Ｔ ｅｅｆ ｉｎ ｙ ｏ ｅ Ｆ ｎ ｏ ｘｄ ｔ ｎ ｔｅ ｄ ｇａ ａｉ ｆ ｉ ｔ ｏ ｏ ｍｉｒ ｃ ｓｉ ｎ ｌｋ ｓａ ａ ｎ ｌｚ ｄ Ｒｅ ｕｔ ｓ ｏ ｄ ｔａ ｈ ｅ ｖ ｌ ａｅ ｏ ｃｏ ｙ ｔ ｓ ａ ７ ３ ， ｔａ ｆ ＣＯ ｗ ｓ ｙｅ ． ｓ ｌ ｈ ｗｅ ｈ ｔ ｔ ｅ ｒ ｍｏ ａ ｒｔ ｆ ｍｉｒｃ ｓ ｎ ｗ ｓ ９ ．３ ％ ｓ ｉ ｈ ｔ ｏ ＤＭ ａ
０１ ． ０５ ． ｌ ５ １ ０
Ｈ０／ｒ ｏ ￣ ） ２２ （ｔ ｌＬ ｅ ｏ
机物的降解速率较高 ， ５ｍｎ内对藻毒索的去除率就 仅 ｉ
Байду номын сангаас
图 ２ Ｈ 浓度 对藻毒素降解效果 的影响 ：
・
ｌ ・ ５
２１ ０ １年 第 ４期
环
保
科
技
Ｖ Ｉ ７ ｏ４ ０１ ． Ｎ ．
Ｆ ＋Ｈ Ｏ ｅ ２２ Ｆ。 ｅ ｌ ＋Ｈ Ｏ ２２
１ ０ Ｏ
Ｆ ＋Ｏ ・＋Ｏ ｅ Ｈ Ｈ一 Ｆ ＋Ｈ ｅ ＋Ｈ ２ Ｏ
（） １ （） ２
Ｌ ）
８ Ｏ
２ 结 果 与 讨 论
。 。
２ １ Ｆ ｎｏ 剂 氧化藻 毒 素 ． ｅ ｔ ｎ试
２ １ １ 时间对 Ｆｎｏ 剂氧化 微 囊藻毒 素 的影 响 ．． ｅｔ ｎ试 在 藻 毒 素 质 量 浓 度 为 １ ６ ｇＬ Ｈ Ｏ ． ／ 、 ： 初 始 浓
作者简介 ： 张 琳， ， ８ 女 １ ４年生 ， ９ 硕士 ， 研究方向 ： 水污染控制 与资源化技术。Ｅ— ａ ： ｍｌ ｌ０ ＠１３ Ｃ ｍ ｉ ｃ ｉｅ ９ ６ ．Ｏ ｌ ａ ｌ７ ｎ ｒ
１ ・ ４
・
２１ ０ １年第 ４期
张 琳， Ｆｎ ｎ 等： ｅｔ 法去除微囊藻毒素及有机污染 研究 ｏ 物的
Ｚ ａ ｇＬｎ ， ｉ ｉｇｉｇ ｈ ｎ ｉ Ｌ ｎ ｊ ‘ Ｊ ｎ ，Ｇ ｏＧ ｎ ｓ ｅ ‘ ａ ｅ ｇｈ ｎ＇
（ ． ｕｚｏ ｓｔ ｅｏ Ｅ ｖ ｏｍ ｎ ｌ ｃ ｎｅ ａｄＤ ｓ ｎ ｇＧ ｉ ｎ ５ ０ Ｃ ｉ ； １Ｇ ｉ ｕＩ ｔｕ ｎｉ ｎ ｅｔ ｉ ｃｓ ｎ ｅ ｇｉ ， ｕ ａｇ ０ ８ ， ｈ ａ ｈ ｎ ｉｔ ｆ ｒ ａＳ ｅ ｉ ｎ ｙ ５ １ ｎ
２１ ０ １年 第 ４期
环
保
科
技
Ｖ Ｉ ７ ｏ４ ０ １ Ｎ ． ．
Ｆｎｏ ｅｔ ｎ法去 除微 囊 藻 毒 素及 有 机 污染 物 的研 究
张 琳 ，李晶晶 ，高庚 申
（． １ 贵州 省环境科学研究设计 院， 阳 ５ ０ ８ ； ．贵州省水污染控制 与资源化技术研究重点实验室 ， 贵 ５０ １ ２
在藻毒 素 质量 浓 度 为 １ ６ ｇ Ｌ ［ ： ： ． ／ 、 Ｈ Ｏ ］： ［ ｅＯ ］ １ ：１ ｐ ＝４ ０ 及 反 应 温 度 为 ＦＳ 为 ０ 、Ｈ ． （４± ） ， 应 时间为 ６ ｉ ２ ２℃ 反 ０ｍｎ的实 验 条件 下 ， 变 改
Ｈ Ｏ 初始浓度分别为 ０ １— ０ｍ ｏ Ｌ 藻毒素 的 ： ． １ ｍ ￣ ，
１ ｇＬ的聚合氯化铝 ， ０ｍ ／ 搅拌沉淀后水 中残留总 Ｆ 低于 Ｇ ４ －２０ （ ｅ Ｂ５ ９ ０６ 生活饮用水卫生标准》 ７ 限
值。
关键词 ： 微囊藻毒素 Ｆｎ ｎ 有机污染物 去除研究 ｅｔ ｏ
中图分类 号 ： ８０ ２ Ｘ ３ ． 文献标 志码 ： Ａ 文章 编号 ：１７ ０ ５ （０ １ ０ ０ １ ０ ６４— ２ ４ ２ １ ）一 ４— ０４— ５
同时 ， 水 中存 在 的其 他 有 机 物 对 水的 质 量 提 出 了更 高 的 要 求 。高 级 氧 化 技 术 去 除效 果 的影 响 ； （Ｏ ｓ Ａ Ｔ ）是 目前去除藻毒素 的有效方法之一 Ｌ 。 降解效果也进行了初步探讨。 ５
收稿 日期 ： ０ ｌ— ８—２ ； ０ １－ ９— ２修 回 ２１ Ｏ ２ ２１ ０ ０
剂 。 Ｈ Ｏ 浓 度 比较 低 时 ， 着 Ｈ Ｏ 随 浓 度 的增 加 ，
测量值
３７ ５５ ．０～ ．８ Ｇ０ ６ ． ５２ ．８～ｌ．８ ７ ８
０ ０ １～０ ０ ９ ．６ ．８
８ ２ —８ ５ ． ．
Ｏ ・ Ｈ 的生 成速率 增加 ， 如式 （ ） （ ） １ 、２ 所示 ：
微囊 藻毒 素 Ｍｃ ｃｓｎ Ｍ ） 由蓝藻水华 Ａ Ｔ 主要 是利 用 高活 性 的 自由基 在 特殊 环 境条 件 ｉｏｙ ｉ ｒ ｔ ｓ（ Ｃ 是 Ｏｓ
暴发所产生的一 种肝毒 素 ， 它对 蛋 白 磷 酸 酶 １和 下 实现 对 有机 物 的 完 全矿 化 ， 有 操 作 简 单 、 用 具 费 蛋 白磷 酸酶 ２ Ａ具 有抑 制 作 用 ， 因此 与 肿 瘤 促 进 作 便 宜 、 产 生 二 次 污 染 的 特 点 。但 是 目前 的研 究 不 用 有直 接关 系 ¨ Ｊ 。其 稳 定 的环 状 多肽 分 子 结 构 方 向 主要 集 中 在 非 自然 水 体 中 藻 毒 素 的 降 解 ， 对 在 传 统 的 处 理 工 艺 中难 以有 效 去 除 ， 人 类 健 康 天 然 湖泊 中存 在 于 多 种 有 机 物 环 境 下 的 藻 毒 素 的 对 构成 了极 大 的 潜 在 威 胁 Ｌ ４。我 国生 活 饮 用 水 卫 降 解 尚缺 乏 研究 Ｊ ３ ＩＪ 。笔 者 采 用 Ｆ ｎ ｎ氧化 法 对 自 ｅｔ ｏ
准确调节反应液的 ｐ Ｈ值， 依次加入 已预先 准确配 制 的不 同浓 度 Ｈ Ｏ ： 和 Ｆ 溶 液 ， 制 反 应 温 度 为 ｅ 控
（４± ） ， ２ ２ ℃ 进行 Ｆｎｏ ｅｔ ｎ实验 ， 在反 应 不 同 时段 取样 后， 凋节 ｐ 至 ８终 止 反 应 ， 取 水 样 测 定 Ｃ Ｄ 、 Ｈ 分 Ｏ 藻毒 素 、 叶绿 素 ａＵ ： 。测定 方 法见 表 ｌ 、Ｖ 。 ：
Ｓ ｕｄ ｎ ｈｅ ｄｅ ｒ ｄａ ｉｎ ｆｍ ｉｒ ｃ ｓｉ ｎ ｒ ａ ｉ ｔ ｙ ｏ ｔ ｇ ａ ｔｏ ｏ ｃ ｏ ｙ ｔｎｓａ ｄ ｏ ｇ ｎ ｃ ｐ ｉ ａ ｔ ｙ Ｆｅ ｔ ｎ ｏ ｉ ａ ｉｎ ｅｈｏ ｄ ｏ ｌ ｎ ｓｂ ｎ ｏ ｘ ｄ ｔｏ ｍ ｔ ｄ ｕｔ
但 随着 Ｈ Ｏ 浓 度 的继 续增 加 ，Ｈ Ｏ 对 羟基 自 ： ：：
由基 的捕捉作 用 也 随 之加 强 ， 而 使 反 应 生成 的一 从 应式 如 下 ：
ｌ ｓｔａ ｍ ｔｎＳａｄ ｒｓ ｏ ｒ ｋ ｇＷａ ｒ ｕｌｙ（ Ｂ ５４ ２ ０ ） ｅ ｎｌ ｉｉ ｔ ａ ｒＤ ｉ ｉ ｔ ａ ｔ Ｇ ７ ９— ０ ６ ． ｓ ｈ ｉ ｎ ｄｆ ｎｎ ｅＱ ｉ