對硝基苯胺是一種重要的化工原料，是染料、農(nóng)藥、醫(yī)藥的中間體，是工業(yè)廢水中常見的排放物。在自然界中較難降解，對人體和微生物的毒害性極大，并且其生物降解性差〔1〕。因此，對硝基苯胺的治理研究有重要意義。

Fenton 試劑是由H2O2和Fe2+混合得到的一種強(qiáng)氧化劑〔2, 3〕，其通過Fe2+的催化作用使得H2O2發(fā)生均裂產(chǎn)生強(qiáng)氧化性的·OH 自由基，降解廢水中的有機(jī)污染物。但是傳統(tǒng)的Fenton 試劑在大規(guī)模的污水處理中存在一定的缺陷，比如處理成本高等〔4〕。由于鐵在自然界含量豐富，對環(huán)境無毒，F(xiàn)e0代替Fe2+進(jìn)行Fenton 反應(yīng)技術(shù)正被廣泛的研究〔5, 6〕。舒振華〔7〕利用納米Fe0 為鐵源，在無需另外添加H2O2的條件下，對采用Electro-Fenton 方法處理甲基橙廢水進(jìn)行了研究，結(jié)果表明Fe0/E-Fenton 體系較Fe2+/E-Fenton 體系對甲基橙廢水具有更好的脫色效果。

而UV/Fe0 耦合技術(shù)，則是利用紫外光作為氧化Fe0 和產(chǎn)生H2O2的能源，從而在UV/Fe0 體系中形成Fenton 反應(yīng)。為此，筆者研究利用UV/Fe0 體系降解對硝基苯胺廢水，旨在探索一種新的、高效的降解對硝基苯胺的方法。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑與儀器

試劑：對硝基苯胺（p-NA）（上海國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司）；鐵粉〔過150 μm（100 目）篩，上�；瘜W(xué)試劑有限化司〕；硝酸、氫氧化鈉。上述試劑均為分析純。

儀器：pHS-3S 型pH 計(jì)（上海理達(dá)儀器廠）；UV-2450 紫外可見光分光光度計(jì)（日本島津）；BS124S電子天平（北京賽多利斯儀器系統(tǒng)有限公司）；光化學(xué)反應(yīng)器D1 型（揚(yáng)州大學(xué)教學(xué)儀器廠）。

1.2 實(shí)驗(yàn)與分析方法

取200 mL，50 mg/L 的p-NA 廢水于Pyrexy 反應(yīng)瓶中，用0.1 mol/L 的HNO3溶液和0.1 mol/L 的NaOH 溶液調(diào)節(jié)模擬廢水的pH 至3.0，并加入30mg/L 的鐵粉。在光反應(yīng)前，于暗反應(yīng)條件下，磁力攪拌1 h，使固體催化劑Fe0 與p-NA 廢水溶液達(dá)到吸附/解吸附平衡。整個(gè)反應(yīng)在光化學(xué)反應(yīng)儀中進(jìn)行，持續(xù)磁力攪拌，使鐵粉與p-NA 溶液充分混合。250 W 的紫外燈（中壓汞燈）為光源，并且距反應(yīng)瓶8 cm。

光反應(yīng)一段時(shí)間后，取樣分析。測定時(shí)，原廢水稀釋5 倍，于波長380 nm 處測其吸光度。p-NA 的降解率如式（1）所示。

式中：A0———初始吸光度；

At———t 時(shí)刻的吸光度。

2 結(jié)果與討論

2.1 UV/Fe0 體系對廢水溶液具有強(qiáng)氧化性機(jī)理

在UV/Fe0 體系中，酸性條件下，F(xiàn)e0 可以作為Fe2+的前驅(qū)體，如式（2）~式（3）所示。而H2O2可以由HO2·產(chǎn)生，HO2·可以通過H2O 在波長小于698 nm 的光激發(fā)下而產(chǎn)生〔8, 9, 10〕，由此Fe2+和H2O2發(fā)生Fenton反應(yīng)，其反應(yīng)過程如式（4）~式（7）所示。

在UV/Fe0體系中，F(xiàn)e2+可以由Fe0 氧化得到，而H2O2由UV照射H2O 產(chǎn)生激發(fā)態(tài)HO2·而得到，由此在UV/Fe0 體系中形成Fenton 反應(yīng)，并且無需另外添加H2O2，在這過程中紫外燈作為氧化Fe0 和產(chǎn)生H2O2的能源。

2.2 鐵粉量的影響

分別投加20、30、50、60 mg/L 鐵粉時(shí)，在UV/Fe0體系中考察p-NA 的降解情況，結(jié)果如圖 1 所示。

   圖 1 鐵粉投加量對p-NA 降解的影響

由圖 1 可見，當(dāng)鐵粉投加量為20 mg/L 時(shí)，p-NA的降解較為緩慢，并且去除率較低；增加至30 mg/L時(shí)，降解速率較快并且降解率達(dá)到93%；當(dāng)繼續(xù)增加鐵粉量時(shí)，降解效果下降。這種現(xiàn)象主要是因?yàn)殍F粉的投加量不同，影響Fe2+的溶出。過量的Fe0 會(huì)直接與H+作用產(chǎn)生大量的Fe2+，使得pH 上升，p-NA 的去除反應(yīng)效率下降，同時(shí)過量的Fe2+會(huì)成為羥基自由基的消除劑如式（8）所示。

2.3 pH 的影響

調(diào)節(jié)p-NA 廢水溶液的pH 分別為2.0、3.0、4.0、5.0、6.0 時(shí)，在UV/Fe0 體系中考察p-NA 的降解情況，結(jié)果如圖 2 所示。

圖 2 pH 對p-NA 降解率的影響

由圖2可見，在較低pH（pH=2、pH=3）時(shí)，p-NA能被迅速降解；隨著pH 的升高，降解速率變慢。當(dāng)pH=6.0 時(shí)，p-NA 的降解率在180 min 為25%左右。這是由于pH 影響了Fe0 在水溶液中的化學(xué)反應(yīng)。隨著pH 的升高，F(xiàn)e0 的腐蝕速率降低，沒有足夠的Fe2+與H2O2反應(yīng)，從而降低了·OH 的生成；pH 較大時(shí)，F(xiàn)e2+易形成Fe3+，發(fā)生氫氧化物沉淀或絡(luò)合，從而失去催化活性； pH 較低時(shí)，F(xiàn)e3+較難還原為Fe2+，導(dǎo)致p-NA 的去除效果有下降的趨勢。由此可見，pH=3.0時(shí)p-NA 溶液的降解效果最佳。

2.4 p-NA 初始質(zhì)量濃度對降解率的影響

改變p-NA 廢水溶液的初始質(zhì)量濃度（分別為30、50、80、100、120 mg/L），考察在UV/Fe0 反應(yīng)體系中p-NA 的降解率。其結(jié)果如圖 3 所示。

圖 3 初始濃度對p-NA 降解的影響

由圖3可見，隨著p-NA 初始濃度的增加，其降解速率下降。在p-NA 初始質(zhì)量濃度分別為30、50、80、100、120 mg/L 條件下，反應(yīng)180 min 時(shí)，p-NA的降解率分別為97%、93%、75%、59%、53%。這主要是由于p-NA 的濃度高，溶液中羥基自由基及其他氧化劑含量相對較少，同時(shí)，降解過程的中間產(chǎn)物的量也會(huì)較多，導(dǎo)致其降解速率下降。

2.5 不同體系對p-NA 的降解效率

在不同的體系中降解50 mg/L 的p-NA 水溶液，其實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 4 所示，F(xiàn)e0 和Fe2+的質(zhì)量濃度為30 mg/L，UV 的最大波長為365 nm。

圖 4 不同體系對p-NA 的降解效率

由圖4可見，只存在Fe0 時(shí)，磁力攪拌180 min，p-NA 濃度只下降了3%左右，1 h 后p-NA 的濃度就不再變化，說明Fe0 對p-NA 的暗吸附在1 h 后就達(dá)到了平衡。在只有紫外燈照射的條件下，180 min內(nèi)p-NA 的降解率為12.2%，說明紫外燈對p-NA的降解不明顯。

比較了UV/Fe0 體系和UV/Fe2+體系對p-NA 的降解效率，從圖 4 可以看出，UV/Fe0 體系對p-NA 的降解效果更好，這表明UV/Fe0 體系中Fe2+的產(chǎn)生與H2O2的生成相匹配。即一次性投加的Fe0 首先被氧化成Fe2+，產(chǎn)生的Fe2+與H2O2發(fā)生Fenton 反應(yīng)生成·OH 和Fe3+，之后體系中Fe0 進(jìn)一步與Fe3+作用生成Fe2+，如反應(yīng)式（9），從而減少了Fe3+與H2O2的類Fenton 反應(yīng)〔11〕，使得p-NA 的降解效率提高。

然而，當(dāng)直接投加Fe2+到體系中，F(xiàn)e2+能迅速與H2O2反應(yīng)，F(xiàn)e2+被氧化產(chǎn)生大量的Fe3+，從而發(fā)生類Fenton 反應(yīng)。由于類Fenton 試劑產(chǎn)生·OH 的速率比Fenton 試劑產(chǎn)生·OH 的速率要慢〔12〕。因此，UV/Fe0體系比UV/Fe2+體系對p-NA 的降解效果要好。具體參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

3 結(jié)論

（1） 在UV/Fe0 體系中，鐵粉的投加量和反應(yīng)的pH 均存在一個(gè)最佳值。實(shí)驗(yàn)中，當(dāng)pH=3，鐵粉的投加量為30 mg/L 時(shí)，p-NA 的降解效果最好。

（2） UV/Fe0 體系較UV/Fe2+體系對p-NA 的降解效果要好。UV/Fe0 對p-NA 廢水具有良好的處理效果，并且不需要另外添加高價(jià)的H2O2，為以后工業(yè)化處理p-NA 廢水提供了一種較好的方法。