導(dǎo)語：試劑凈化室內(nèi)管理論文一文來源于網(wǎng)友上傳，不代表本站觀點(diǎn)，若需要原創(chuàng)文章可咨詢客服老師，歡迎參考。

摘要本文以銷基苯為例，實(shí)驗(yàn)分析了利用紫外線/芬頓試劑（UV/Fenton）凈化室內(nèi)可揮發(fā)性有機(jī)氣體（VOCs）的機(jī)理、過程、影響因素和處理效果，反應(yīng)在很短的時(shí)間內(nèi)進(jìn)行，最終產(chǎn)物是二氧化碳和水。過程中形成的羥自由基·OH具有極強(qiáng)的氧化性，并引發(fā)了與氣態(tài)污染物間的鏈?zhǔn)椒磻?yīng)。并針對空調(diào)通風(fēng)系統(tǒng)中應(yīng)用的可行性和具體途徑，提出了我們的一些看法

關(guān)鍵詞VOCsUV/Fenton法凈化羥自由基

1前言

室內(nèi)揮發(fā)性有機(jī)物（VOCs）惡化了室內(nèi)空氣品質(zhì)，使傳統(tǒng)的空氣處理方法受到了挑戰(zhàn)。對于復(fù)雜的VOCs成分，具有明顯針對性的敏感檢測器的研究和生產(chǎn)還不能滿足實(shí)際需求。目前采用的高級氧化處理（例如臭氧和多種光催化氧化材料）對有害氣體具有普適性。然而利用臭氧氧化方法處理室內(nèi)空氣，由于它的安全性面在一定程度上受到限制。TiO2及表面修飾的各種光催化劑的應(yīng)用規(guī)模還較小，此外與TiO2材料接觸的支撐材料還會在實(shí)施過程中出現(xiàn)老化等問題。

Fenton氧化法自1894年H.J.H.Fenton發(fā)明以來，在廢水處理中得到廣泛應(yīng)用[1～9]。這種由H2O2和金屬鹽（Fe2+）組成的引發(fā)體系分解活化能很低，在室溫下就可引發(fā)污染物的氧化還原反應(yīng)。亞離子作為催化劑，使其分解活化能較H2O2單獨(dú)分解的活化能大大降低。加入紫外線外光（UV）輻射，可顯著提高芬頓試劑的氧化效果。

硝基苯是難溶難降解的劇毒油狀物質(zhì)。銷基是強(qiáng)鈍化基，銷基苯須在較強(qiáng)的條件下才發(fā)生親電取代反應(yīng)，生成間位產(chǎn)物。本文以銷基苯廢氣作研究對象，討論了它的氧化機(jī)理、實(shí)驗(yàn)方法、影響因素，并對空調(diào)通風(fēng)系統(tǒng)中的應(yīng)用提出我們的一些看

法。

2硝基苯的氧化機(jī)理[4、5]

室溫下芬頓試劑可發(fā)生如下反應(yīng)：

受到UV輻射時(shí)，下述離解過程可同時(shí)進(jìn)行

其中羥自由基·OH具有極強(qiáng)的氧化性，作為活性中間體，反應(yīng)中只能瞬間存在，它不僅能使有機(jī)污染物降解、礦化，還可使相鄰的同種或不同種分子反應(yīng)過渡到新的激發(fā)態(tài)。

硝基苯廢氣降解的過程由液相開始，溶液對硝基苯的吸收是凈化過程的重要環(huán)節(jié)。反應(yīng)產(chǎn)物主要為二氧化碳，有機(jī)酸及NO2-等。

3實(shí)驗(yàn)方法與分析[10]

3.1實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)流程如圖1。廢氣由反應(yīng)器底部布?xì)忸^進(jìn)入，自下而上與Fenton溶液充分接觸、反應(yīng)，UV輻照可同時(shí)進(jìn)行。凈化后的氣體由頂部排出，或進(jìn)行循環(huán)處理。

圖1UV/Fenton法處理硝基苯廢氣流程簡圖

1-氣溫泵；2-空氣過濾器；3-調(diào)節(jié)閥；4-氣體流量計(jì)；5-配氣瓶；6-緩沖瓶；

7-UV/Fenton反應(yīng)器；8-采樣口；9-Fenton試劑；10-排空口；11-紫外燈；

12-循環(huán)氣泵；13-排氣口；14-循環(huán)液泵

利用氣相色譜法（電子捕獲）分析處理前后硝基苯濃度。

配制初始硝基苯廢氣濃度C0=200mg/m3，滌洗器內(nèi)pH調(diào)整為4，加入Fe2+，使[Fe2+]=20mg/L，反應(yīng)器溫度15℃，循環(huán)氣泵流量Q=1L/min，反應(yīng)時(shí)間為1h。

3．2影響因素和分析

硝基苯在UV/Fenton作用下具有較好的去除效果，且H2O2濃度對去除效果有明顯影響。去除效率隨H2O2濃度增大而增大，到33mg/L時(shí)，去除效果較好，而當(dāng)H2O2用量再增大，效果并不隨之增高。這是因?yàn)樵谝欢舛确秶鷥?nèi)，隨H2O2濃度增大，被紫外光和Fe2+所產(chǎn)生的·OH增多，氧化性增強(qiáng)，大量的·OH有助于克服苯環(huán)上-NO2的吸電子作用。但H2O2過高，所產(chǎn)生的·OH有助于克服苯環(huán)上的-NO2吸電子作用。但H2O2過高，所產(chǎn)生的·OH在沒有與有機(jī)物反應(yīng)之前就相互碰撞而重新生成了H2O2[7]，從而出現(xiàn)降解率反而下降的趨勢。

固定H2O2濃度33mg/L，其他條件不變，改變用量來測定Fe2+對去除效果的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)Fe2+為4mg/L時(shí)，硝基苯降解率最高，F(xiàn)e2+濃度再增大或減小，去除率都逐漸下降。這是因?yàn)楫?dāng)Fe2+濃度增大時(shí)，其對H2O2分解作用逐漸加強(qiáng)，使H2O2分解為·OH，提高了體系的氧化能力。但當(dāng)Fe2+濃度過高時(shí)，F(xiàn)e2+分解H2O2的過程中會產(chǎn)生Fe3+，而Fe3+在pH為4時(shí)以Fe（OH）2+形式存在，對290～400nm范圍內(nèi)的紫外光有較大吸收，從而降低了紫外線的強(qiáng)度，導(dǎo)致硝基苯去除率下降。

在相同實(shí)驗(yàn)條件下，改變pH值，考察pH對硝基苯去除效果的影響。

實(shí)驗(yàn)表明pH為4～7之間時(shí)除效果較好。這可能是因?yàn)樵趐H為4～7之間Fe3+以Fe（OH）2+形式存在，在紫外光照射下，F(xiàn)e（OH）2+有如下反應(yīng)

因此，三價(jià)鐵的羥基絡(luò)離子吸收紫外光，生成·OH和Fe2+，F(xiàn)e2+反過來又可以加速H2O2的分解，使H2O2分解率增大[4]。

另外循環(huán)流量的變化，直接影響廢氣在反應(yīng)器內(nèi)停留時(shí)間和傳質(zhì)效率，因此影響去除效果。

化學(xué)吸收過程為擴(kuò)散過程和化學(xué)反應(yīng)過程的結(jié)合，這就需要為傳質(zhì)提供較大的液面面積和加速傳質(zhì)不飽和層的更新以加大傳質(zhì)驅(qū)動力，適當(dāng)增加氣--液相的擾動程度，還能有效的控制反應(yīng)時(shí)間，可提高去除效率，Q為1L/min時(shí)，去除率為69.15%，當(dāng)Q再繼續(xù)增大，去除率反而下降。

4通風(fēng)空調(diào)中應(yīng)用考慮的幾個問題

·OH對有害氣體無選擇的經(jīng)氧化能力使UV/Fenton法在通風(fēng)空調(diào)工程中有著廣泛的應(yīng)用前景。選用反應(yīng)器時(shí)應(yīng)該考慮它的壓力損失小，處理能力大，結(jié)構(gòu)簡單，化學(xué)吸附效率好，并有較大的操作彈性。對難溶降解的氣膜控制過程，增加反應(yīng)器內(nèi)的氣相湍動液相分散發(fā)利于傳質(zhì)。

通常有害氣體氧化過程有熱量放出，生成產(chǎn)物中H2O，由于空氣有害物質(zhì)的成分相對很小，所以過程中的熱量和物量變化對室內(nèi)的熱濕負(fù)荷帶來的影響不大；雖然空氣中的UV輻射會有臭氧產(chǎn)生，但不會構(gòu)成反應(yīng)的主體因素。

確定新風(fēng)量時(shí)，應(yīng)考慮主要污染物的最大深度、去除效率和容許標(biāo)準(zhǔn)值。系統(tǒng)中配以相應(yīng)的控制裝置和檢測儀表，以便對瞬間形成的中間產(chǎn)物作必要的分析；以及設(shè)備的必要防腐措施。

5總結(jié)

UV/Fenton法是一種氧化能力極強(qiáng)的高級氧化工藝，起主要氧化作用的是過氧化氫分解產(chǎn)生的羥自由基·OH。溶液中的H2O2濃度、Fe2+濃度、pH、反應(yīng)時(shí)間都對H2O2分解產(chǎn)生影響。實(shí)際應(yīng)用中，應(yīng)控制以上因素使其在最佳反應(yīng)條件下進(jìn)行。

在UV照射和Fe2+催化的聯(lián)合作用下，能有效地提高低溶解性和難氧化降解的有機(jī)氣態(tài)污染物在反應(yīng)器內(nèi)傳質(zhì)效率和氧化反應(yīng)速率。反應(yīng)易于控制和調(diào)節(jié)，應(yīng)用性較強(qiáng)。反應(yīng)可在很短的時(shí)間進(jìn)行，最終產(chǎn)物是CO2和H2O。

運(yùn)用該方法處理室內(nèi)揮發(fā)性有機(jī)物，是改善室內(nèi)空氣品質(zhì)的可行方法，可用于各類公用建筑和一些生產(chǎn)環(huán)境的室內(nèi)空氣治理。

參考文獻(xiàn)

1S.M.KimandA.Vogelpoh1.DegradationofOrganicPollutantsbythePhoto-FentoProcess1[J].ChemEng.Techno.,1998,21(2):187～191

2L.Lunar,D.Sicilia,S.Rubio,etal.DegradationofPhotographicDevelopersbyFenton''''sReagent;ConditionOptimizationandKineticsforMetolOxidation[J].WaterRes,.2000,34(6):1791～1802

3M.A.Engwall,J.J.PignatelloandD.Grasso.DegradationandDetoxificationoftheWoodPreservativesCreosoteandPentachlorophenolinWaterbythePhoto-FentonReaction[J].WaterRes,1999,33(5):1151～1158

4J.Yoon,S.Kim,etal.CharacteristicsofP-chlorophenolDegradationbyPhoto-FentonOxidation[J].WaterSci.Tech,2000,40(3):219～224.

5WallingCetal.TheFerriIonCatalyzedDecompositonofHyrogenPeroxideinPerchloricAcidSolution[J].Int.J.Chem.Kinet,1974,6(4):507～516

6BarbW.G.etalReactionsofFerrousandFerricIonswithHydrogenPeroxide[J].TransFaraday.Soc,1951,47:462～500

7ChristophkSsheck.DegradationofPhenolandSalicylicAcidbyUVOxidation/HydrogenPeroxide/Oxygen[J].Wat.Res,1995,29(10):2364.

8郁志勇，紫外線作用下氯酚的礦化程度比較[J]，環(huán)境化學(xué)，1998，（5）：490～493。

9劉勇第，紫外光-Fenton試劑的作用機(jī)理及在廢水處理中的應(yīng)用[J]。環(huán)境化學(xué)，1994，（4）：302～306

10廖飛鳳，碩士研究生論文，哈爾濱工業(yè)大學(xué)市政環(huán)境工程學(xué)院，2001