Fe3O4活化過硫酸鹽體系同步去除諾氟沙星和鉛

蘇冰琴,劉一清,林昱廷,王 健,權曉慧,李 瑞,芮創學

Fe3O4活化過硫酸鹽體系同步去除諾氟沙星和鉛

蘇冰琴1,2*,劉一清1,2,林昱廷3,王 健1,2,權曉慧1,2,李 瑞1,芮創學4

(1.太原理工大學環境科學與工程學院,山西 太原 030024；2.山西省市政工程研究生教育創新中心,山西 太原 030024；3.太原科技大學環境科學與工程學院,山西 太原 030024；4.山西嘉寶源科技有限公司,山西 太原 030006)

采用Fe3O4活化過硫酸鹽(PS)同步去除水中的NOR(諾氟沙星)和Pb(II).探討了Fe3O4投加量、PS濃度、初始pH值和Pb(II)濃度對NOR降解的影響.結果表明,NOR的降解符合偽一級反應動力學,在溫度為30℃、NOR初始濃度為5.0mg/L、Pb(II)濃度為1.0mg/L、Fe3O4投加量為2.0g/L、PS濃度為1.5mmol/L、初始pH值為7.0的條件下,反應120min后,NOR降解率達90.2%,Pb(II)去除率為99.5%.自由基淬滅實驗證實,硫酸根自由基(SO4-?)是NOR降解的主要自由基.通過LC-MS分析結果推測了NOR可能的降解路徑和中間產物.Fe3O4活化PS高級氧化工藝可作為一種同步去除有機污染物和重金屬的工藝.

諾氟沙星；鉛；Fe3O4磁性納米顆粒；過硫酸鹽；同步去除

共存于水環境中的抗生素和重金屬,由于其綜合毒性和相對流動性,對水體環境和人類健康造成更嚴重的危害[1-2].諾氟沙星(NOR)作為一種典型的抗生素藥物,由于其抗菌譜廣、抗菌作用強等優點被廣泛應用于治療腸炎、痢疾等疾病[3-4].殘存在環境中的NOR降解性能差,在我國水環境檢測中,NOR最高含量可達300ng/L[5],可通過食物鏈富集或者誘發細菌耐藥性,對人類健康和整個水生態系統構成潛在的危害.另一方面,隨著工業廢水的排放,使水環境受到重金屬污染,如冶金、染料、陶瓷、橡膠生產等工業廢水中含有重金屬鉛.Pb(II)具有高毒性,只要有微量甚至痕量即可產生毒性效應[6],鉛中毒后會危害神經、心血管、腎臟和免疫系統[7],且兒童發生鉛中毒的機會遠遠超過成年人.

目前處理抗生素廢水的傳統方法有物理吸附、生物降解、膜處理、化學氧化和高級氧化法等[8-11],去除廢水中重金屬的傳統方法包括化學沉淀、離子交換、膜分離和生物絮凝法等[12].基于過硫酸鹽(PS)的高級氧化技術(AOPs)因其具有綠色高效、氧化能力強等特點受到廣泛關注[13-14].PS可被過渡金屬 (Fe2+、Co2+、Ag+等)[15]、金屬氧化物[16]、熱[17]、超聲[18]、光[19]、堿[20]等活化生成具有較高氧化還原電位的活性自由基(SO4-?或?OH),降解水環境中大多數難生物降解有機物和新興痕量污染物[21].其中,Fe3O4磁性納米顆粒(MNPs)具有特定結構、較高的催化特性及可重復利用性[22-23],可作為理想的激活PS的催化劑[24-27],且Fe3O4磁性納米顆粒因其具有比表面積大、分離速度快、吸附能力強,且可以磁性分離的特點[28-29],可以去除環境中多種重金屬離子[30-31].

在有機物和重金屬的去除過程中,Fe3O4磁性納米顆粒的作用是一種包括物理化學吸附和活化PS作用在內的綜合效應.本研究采用Fe3O4活化過硫酸鹽體系同步去除廢水中的NOR和Pb(II),探究Fe3O4/PS反應體系去除NOR和Pb(II)的影響因素及反應動力學,確定NOR和Pb(II)同步去除的反應條件,分析去除反應機理及NOR降解的反應途徑,為處理抗生素和重金屬復合污染廢水的工程應用提供技術參考.

1 材料與方法

1.1 試劑和儀器

主要試劑:諾氟沙星(NOR, C16H18FN3O3, 純度>99%);硝酸鉛(Pb(NO3)2)、過硫酸氫鉀(PS, KHS2O8)、硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O)、三氯化鐵(FeCl3·6H2O)、碳酸鈉(Na2CO3)、氯化鈉(NaCl)、硝酸鈉(NaNO3)、腐殖酸(HA)、乙醇(EtOH, CH3CH2OH)、叔丁醇(TBA, C(CH3)3OH),氫氧化鈉(NaOH)、鹽酸(HCl)均為分析純.實驗用水采用去離子水,以消除NOR降解的影響.

主要儀器:THZ-C型恒溫振蕩器(杭州佑寧儀器有限公司)、Model JY92-IIN超聲波清洗機(寧波新芝生物科技股份有限公司)、Agilent 1260高效液相色譜儀(美國安捷倫公司)、DX-2700X射線衍射儀(美國 Thermo Scientific 公司)、HP-6019固相萃取儀 (天津市富城達科技有限公司)、EWAI-AA-7020原子吸收光譜儀(中國東西儀器公司)、FE20-pH計(梅特勒-托利多儀器有限公司)、AUY120分析天平(日本島津公司)、UV5500紫外可見分光光度計(日本島津公司)、TOC-VCPH分析測定儀(日本島津公司).

1.2 Fe3O4制備與表征

采用共沉淀法制備Fe3O4磁性納米顆粒.稱取物質的量之比為2:1的FeSO4·7H2O與FeCl3·6H2O溶解于蒸餾水中,并快速加入到裝有一定濃度氨水的三口燒瓶中,全程通入氮氣的條件下,200r/min高速攪拌,控制溫度為60℃.反應30min后,用磁鐵將黑色的Fe3O4磁性納米顆粒收集,用去離子水反復多次沖洗,直至上清液呈中性,置于真空干燥箱中60℃烘干24h,將其研磨后儲存于干燥皿內保存備用.

使用高分辨率掃描電子顯微鏡(SEM)來觀察Fe3O4催化劑的表面形貌,并結合X射線能譜(EDS)分析其元素構成,采用X射線衍射儀(XRD)來表征Fe3O4催化劑的晶相結構.通過比表面積/孔徑分布及孔隙分析儀(BET)測試材料的孔徑和比表面積;利用傅里葉變換紅外光譜(FTIR)確定Fe3O4催化劑的官能團構成;采用X射線光電子能譜(XPS)技術對Fe3O4催化劑反應前后的元素構成進行分析.

1.3 實驗流程

將一系列250mL的錐形瓶置于恒溫振蕩器中,控制溫度為30℃,轉速為250r/min,進行降解NOR的批量實驗.將NOR和適量的Fe3O4催化劑一起快速加入錐形瓶中,攪拌30min,實現吸附-脫附平衡.再將KHS2O8迅速加入反應溶液中,調節pH值,進行反應120min.每隔一定時間從錐形瓶中量取2mL反應液,用0.22μm濾膜過濾,通過高效液相色譜(HPLC)測定其中NOR剩余濃度,計算其降解率.

采用去離子水配制硝酸鉛溶液,加入錐形瓶中,進行同時去除NOR和鉛的批量實驗,每隔一定時間從錐形瓶中量取2mL反應液,用0.45μm濾膜過濾,利用原子吸收分光光度計測定剩余的Pb(II)濃度,計算其去除率.

所有實驗都進行3次,結果以平均值和標準偏差的形式表示.

1.4 分析方法

NOR濃度通過Agilent 1260高效液相色譜儀(HPLC)進行檢測,采用外標法定量分析.液相色譜柱為Agilent HC-C18(150mm′4.6mm, 5μm),柱溫30℃;檢測流動相為乙腈:甲酸水溶液(體積分數0.2%)= 20:80 (:);檢測波長278nm;流速為0.2mL/min;進樣量為10μL. NOR的降解速率采用偽一級反應動力學描述.

Pb(II)濃度采用EWAI-AA-7020原子吸收光譜儀測定.Pb(II)的去除率由方程式(1)計算:

式中:0為Pb(II)的初始濃度,mg/L;為任一反應時刻Pb(II)的剩余濃度,mg/L.

PS的剩余濃度使用稍微修改的分光光度法測定[32].pH值使用便攜式FE20-pH計測量.總有機碳(TOC)的變化采用TOC-VCPH總有機碳分析儀測定.

2 結果與討論

2.1 Fe3O4催化劑的表征

采用掃描電鏡可清晰觀察到Fe3O4催化劑晶體為均勻的立方體顆粒,粒徑約為35～45nm(圖1(a)).由納米Fe3O4的XRD圖譜(圖1(b))可知,在30.1°、35.4°、43.1°、53.4°、57.0°、62.5°、74.1°處具有較強的衍射峰,與標準Fe3O4(JCPDS PDF#65-3107)所具有的特征衍射峰相吻合,這說明制得的催化劑為純度較高的Fe3O4.

圖1 Fe3O4的SEM和XRD圖

采用比表面積及孔徑分布分析(圖2)發現,Fe3O4不完全符合IV型等溫線的基本特征,說明Fe3O4屬于既有微孔,又有介孔的不同多孔吸附材料.其平均孔徑為12.94nm,比表面積為30.82m2/g,總孔容為0.11cm3/g,較小的孔容和較大的比表面積說明Fe3O4可以提供大量的活性反應位點,具有較好的催化反應活性和吸附性能.

圖3 Fe3O4的紅外光譜圖

由Fe3O4的FT-IR光譜圖(圖3)可知,在576,1401, 3138cm-1處出現3個較強的吸收峰.其中波長為576cm-1處為Fe—O伸縮振動峰,1401和3338cm-1處分別是H—O—H和O—H的伸縮振動峰.

2.2 Fe3O4/PS體系降解NOR的效果

2.2.1 不同體系對NOR去除效果的比較 由圖4所示,體系中Fe3O4和PS單獨存在時,NOR很難被直接降解.Fe3O4單獨存在時,NOR在60min內的去除率只有10.5%,其去除量可能是由于少量的NOR被吸附在磁性納米Fe3O4表面所致;PS單獨存在時,NOR去除率僅為8.3%,說明PS較穩定,對NOR產生的單獨氧化作用較弱.在Fe3O4/PS體系中,NOR的去除率顯著提高,60min達到88.2%,這主要是因為Fe3O4催化PS產生SO4-?,促進NOR被氧化降解,反應如式(2)所示.

S2O82?+ Fe2+→ SO4-? + Fe3++ SO42?(2)

圖4 Fe3O4、PS和Fe3O4/PS體系中NOR的降解效率

[NOR]=5.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.0mmol/L, pH=7.0,=30℃

2.2.2 Fe3O4投加量的影響 圖5表明,Fe3O4活化PS降解NOR的過程符合偽一級反應動力學.隨著Fe3O4投加量從0提高到2.0g/L時,NOR在120min時的降解速率常數obs為0.0117min-1,降解率達到93.3%.這主要是因為Fe3O4活化PS產生SO4-?對NOR進行降解,隨著Fe3O4投加量的上升,提供了更多的反應位點,加快了PS被活化的速度.

但當繼續提高Fe3O4投加量至3.0g/L時,NOR的降解速率常數obs并未繼續升高,反而降至0.0102min-1,NOR降解率也未進一步提高,穩定在90.2%左右.原因可能是因為反應后期隨著PS的消耗,剩余的低濃度PS不足以完全利用Fe3O4所提供的反應位點,導致了過高Fe3O4投加量下NOR降解效率以及降解速率常數增速減慢.同時Fe3O4投加量繼續加大時,溶液中的催化劑顆粒過多而發生團聚現象,導致比表面積降低,活性位點減少,NOR的降解率被抑制.因此,后續實驗采用2.0g/L作為Fe3O4的最佳投加量.

[NOR]=5.0mg/L, [PS]=1.0mmol/L, pH=7.0,=30℃

2.2.3 PS濃度的影響 如圖6所示,當PS濃度由0-提高至1.5mmol/L -時,NOR的降解率隨著PS濃度的提高而迅速提高,反應120min時,NOR的降解速率常數obs為0.0121min-1,其降解率達到94.6%.當提高PS濃度至2.0mmol/L時,NOR的降解速率常數及降解效率無顯著提高;繼續提高PS濃度至3.0mmol/L時,NOR的降解速率常數obs出現下降趨勢,降至0.0098min-1,其降解效率也降至92.2%.

這是因為Fe3O4/PS體系中PS濃度提高時(<1.5mmol/L),會產生更多SO4-?,有利于NOR被氧化降解.而當PS濃度過高時(>2.0mmol/L),PS被活化所產生的SO4-?數量不斷增多,導致部分自由基發生了自我淬滅[36],反應如式(3)所示;同時溶液中過多的S2O82?也會消耗生成的SO4?-,并生成氧化能力較弱的S2O8??,反應如式(4)所示,因此NOR的降解速率常數及降解效率均有所下降.因此,后續實驗中選擇1.5mmol/L PS作為對應2.0g/L Fe3O4的最佳濃度.

SO4??+ SO4??→S2O82-(3)

SO4??+ S2O82-→SO42-+ S2O8?-(4)

[NOR]=5.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, pH=7.0,=30℃

2.2.4 pH值的影響 從圖7可以看出,溶液初始pH值為3.0時NOR的降解效率最高,達到95.5%.當pH值由3.0升高到7.0時,NOR降解效率基本未發生改變.隨著pH值升高至11.0時,NOR的降解效率受到明顯抑制,降解速率常數obs從0.0103min-1降至0.0076min-1,NOR降解效率降至53.7%,這主要是因為,在酸性條件下(pH<7.0),NOR會產生質子化效應,使得分子結構中的哌嗪環帶有正電,更容易與帶負電的SO4-?發生反應;而當pH值>7.0時,NOR在喹諾酮核的羧基電離,從而分子整體呈現負電荷,不利于其與SO4-?的反應[37].此外,隨著pH值升高,SO4-?易于水解生成?OH,反應如式(5)所示,而?OH的氧化電位低于SO4-?,降低了NOR的降解率;且在高pH值條件下,表面帶負電荷的Fe3O4催化帶負電荷的SO4-?過程由于同性相斥作用受阻.綜上,酸性條件有利于NOR的去除,NOR降解在pH=7.0下仍然可行,后期實驗選擇在中性條件下進行.

SO4?-+ OH-→ SO42-+ ?OH (5)

[NOR]=5.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.5mmol/L,=30℃

如圖8所示,當溶液初始pH39.0時,反應過程中pH值逐漸下降,這可能是由于NOR在降解過程中生成了CO2和較低分子質量的有機酸所致;當溶液為中性和酸性(pH=3.0～5.0)時,反應過程中pH值略有增加,但變化并不顯著,因為H2CO3是一種弱酸, pa1和pa2分別為6.3和10.3,其釋放到溶液中的H+不足以改變溶液的pH值,故溶液中 pH值相對穩定,這與其他研究結果[35-36]相似.

圖8 NOR降解反應過程中pH值的變化

2.3 Fe3O4/PS體系對NOR和Pb(II)的同步去除效果

圖9顯示,Pb(II)抑制了NOR的降解,NOR的去除效率隨著初始Pb(II)濃度的增加而降低.Pb(II)濃度為1.0mg/L時,NOR在120min內的去除率為90.2%,而當Pb(II)濃度為2.0mg/L時,NOR在120min內的去除率只有60.8%.NOR的降解反應符合偽一級動力學模型,其降解速率常數隨著初始Pb(II)濃度的增加而顯著降低.這可能是因為Fe3O4對Pb(II)的吸附作用造成了Fe3O4的氧化性和活性位點降低,從而降低了NOR的降解速率.隨著初始Pb(II)濃度的增加,Pb(II)去除量略有下降.

[NOR]=5.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.5mmol/L, [Pb(II)]= 0～2.0mg/L,=30℃

2.4 NOR去除反應機制

2.4.1 自由基淬滅實驗 采用甲醇(MeOH)和硝基苯(NB)[34]作為淬滅劑,來鑒定Fe3O4/PS體系中起主導作用的活性自由基,結果如圖10所示.當Fe3O4/PS體系中加入MeOH后,對NOR的降解出現明顯的抑制作用,NOR的降解效率大幅度下降,說明體系中有SO4-?和?OH的存在.而當體系中加入NB作為?OH的淬滅劑時,對NOR的降解無明顯抑制作用,說明體系中?OH對降解NOR無主要貢獻,據此判斷體系中起主要氧化作用的是SO4-?自由基.而當Fe3O4/PS體系中共同存在NOR和Pb時,加入MeOH和NB均對Pb的去除不產生影響,由此判斷體系中Pb的去除并不是由Fe3O4活化PS的催化氧化作用來完成.

圖10 自由基淬滅劑對NOR降解和Pb(II)去除效率的影響

[NOR]=5.0mg/L, [Pb(II)]=1.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.5mmol/L, pH=7.0,=30℃

2.4.2 總有機碳分析 由圖11所示,溶液中TOC隨著反應的持續進行而逐漸降低,說明Fe3O4活化PS體系具有優良的礦化能力,反應進行至120min時TOC去除率達到59.6%,與NOR的降解效率90.2%相比,TOC去除反應并未徹底進行,這是因為體系中NOR降解生成了難降解的中間產物,并未完全轉化為CO2和H2O等無機物質.

圖11 NOR降解和Pb(II)去除過程中的礦化作用

[NOR]=5.0mg/L, [Pb(II)]=1.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.5mmol/L, pH=7.0,=30℃

2.4.3 XPS分析 由圖12(a)可以看出,Fe3O4催化劑表面主要包含Fe、C和O元素.其中,在結合能為285eV附近的峰為C 1s的峰,在制備Fe3O4催化劑中沒有碳成分的加入,這是因為在XPS測試中加入了碳粉作為樣品基底,因此全譜圖中C元素具有一定的峰強度.

Fe元素的高分辨率譜圖如圖12(b)所示.反應前Fe3O4中的710.6和713.0eV的鐵帶為Fe(2p),觀察到的位置與磁鐵礦鐵賦值的研究一致[38].反應后Fe3O4中的結合能略有增加,這表明Fe3O4中Fe2+和Fe3+組分的變化.其中,Fe3+的比例增加了9.6%,這表明在反應過程中部分Fe2+發生了電子捕獲,參與了氧化反應.

圖13 利用Fe3O4/PS系統從水溶液中降解NOR和去除Pb(II)的反應機理示意

O元素的高分辨率譜圖如圖12(c)所示.反應前,結合能在529.4, 530.7, 531.4eV處的3個峰分別對應O2-、OH-和H2O.活化反應前后,Fe3O4中的O2-、OH-和H2O的含量發生變化,OH-和H2O的含量降低,表明OH-和H2O參與反應,并生成了H+和鐵氧化物FeOOH[39];O2-在反應后的含量提升了4.1%,說明Fe3+能與有機物的官能團絡合沉淀,達到去除有機物的效果.Fe3O4表面的Fe2+活化PS可生成SO4-?,通過SO4-·與H2O的反應生成了?OH,從而參加NOR降解過程.Fe2+可被氧化為Fe3+,并在Fe3O4表面上沉淀下來,從而形成Fe(氧)氫氧化物,如式(6)和(7)所示.

Fe3++ 3OH-→Fe(OH)3(6)

Fe3++ 3OH-→ FeOOH + H2O (7)

利用Fe3O4/PS系統降解NOR和去除Pb(II)的反應機理如圖13所示.

2.5 NOR的降解途徑

采用高分辨液質聯用LC–MS系統對NOR降解過程中的中間產物進行了測定,通過分析質譜圖14確定中間產物,中間產物的主要信息如表1所示,其中m/z=320為NOR,其余7種為NOR的降解中間產物.通過研究這些中間產物的分子結構式,提出了4種可能的NOR降解路徑,結果如圖15所示.

圖15 Fe3O4/PS體系中NOR可能的降解反應路徑

根據中間鑒定產物,推測NOR可能的降解途徑包括脫羥基、脫氟、哌嗪基環轉化和脫羧基這4個路徑.路徑I發生脫羥基反應,哌嗪環或喹諾酮基團上的C-H鍵,發生羥基化,形成中間產物N5(/= 304);路徑II發生脫氟反應,NOR通過脫氟反應,形成中間產物N6(/=302),中間產物的MS質譜峰均較弱,因此脫氟反應不是NOR降解的主要路徑;路徑III發生哌嗪基環的轉化,NOR的哌嗪環發生裂解,結構重排后形成中間產物N1(/=322)和N2(/= 294),進一步羥基化為N3(/=279),再發生脫氟反應形成(/=261),或者失去一個羰基基團而形成N4(/=251),繼而形成(/=233)和(/=175);路徑IV發生脫羧基反應,NOR通過脫羧作用分解形成中間產物(/=270)和N7(/=227),其質譜峰強度較弱,脫羧反應并不是NOR降解的主要路徑.

綜上可知,NOR結構中哌嗪環裂解與轉化是Fe3O4/PS體系中NOR主要的降解路徑.

2.6 Fe3O4的可重復使用性

為了評價Fe3O4的可重復使用性,采用4次Fe3O4活化PS實驗,測定Fe3O4作為催化劑對NOR的去除率以及Fe3O4作為吸附劑對Pb(II)的去除率.每次運行后,用磁鐵收集Fe3O4(MNPs),先用甲醇沖洗3次,再用蒸餾水反復洗滌,至洗滌液呈中性,然后循環進行下一批實驗.圖16顯示,當Fe3O4循環使用次數增加時,NOR和Pb(II)的去除效率都逐漸降低.當Fe3O4加入到第4次循環使用時,NOR和Pb(II)的去除率分別為37.2%和45.6%.NOR去除率的降低表明Fe3O4有輕微的失活,這可能是因為吸附到Fe3O4表面的Pb(II)和NOR被氧化產生的各種中間產物覆蓋Fe3O4的活性位點,致使其催化性能下降.Pb(II)去除率的降低可能是因為Fe3O4在反應過程中,其表面被氧化,使其化學組成改變,吸附性能下降所致.

圖16 Fe3O4的穩定性和重復利用性

[NOR]=5.0mg/L, [Pb(II)]=1.0mg/L, [Fe3O4]=2.0g/L, [PS]=1.5mmol/L, pH=7.0,=30℃

3 結論

3.1 Fe3O4/PS體系通過同步參與NOR的氧化降解和Pb(II)的吸附去除,可以有效地去除水中NOR和Pb(II).

3.2 NOR降解反應符合偽一級反應動力學.提高Fe3O4投加量和PS濃度均能有效提高NOR降解率,但超過一定限值后對NOR降解效果沒有促進作用.在NOR初始濃度為5.0mg/L,Pb(II)濃度為1.0mg/L, Fe3O4投加量為2.0g/L,PS濃度為1.5mmol/L,初始pH為值7.0,溫度為30℃的條件下,反應120min后,NOR降解率達到90.2%,Pb(II)去除率為99.5%,TOC礦化率為59.6%.

3.3 自由基淬滅實驗證實,Fe3O4/PS體系中存在SO4-·和·OH兩種活性自由基,其中SO4-·為降解NOR的主導自由基.NOR的降解主要源于SO4-·的氧化作用,Pb(II)的去除主要源于Fe3O4的吸附作用.

3.4 Fe3O4/PS體系中NOR降解可能存在4種路徑,分別是脫羥基、脫氟、哌嗪基環轉化和脫羧基,根據中間產物推測出哌嗪環裂解和轉化為NOR的主要降解路徑.

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Simultaneous removal of norfloxacin and Pb(II) via Fe3O4-activated persulfate oxidation.

SU Bing-qin1,2*, LIU Yi-qing1,2, LIN Yu-ting3, WANG Jian1,2, QUAN Xiao-hui1,2, LI Rui1, RUI Chuang-xue4

(1.College of Environmental Science and Engineering, Taiyuan University of Technology, Taiyuan 030024, China；2.Municipal Engineering Graduate Education Innovation Center of Shanxi Province, Taiyuan 030024, China；3.College of Environmental Science and Engineering, Taiyuan University of Science and Technology, Taiyuan 030024, China；4.Shanxi Jiabaoyuan Technology Co. Ltd., Taiyuan 030006, China)., 2022,42(2)：717～727

This study employed the advanced oxidation process ofpersulfate,activated with Fe3O4magnetic nanoparticles (Fe3O4/PS), for simultaneous removal of NOR (norfloxacin) and Pb(II) in wastewater. The effects of Fe3O4dosage, PS concentration, initial pH value and Pb(II) concentration on the degradation of NOR were investigated. Experimental results indicated that the degradation of NOR followed the pseudo-first-order kinetics. The degradation of NOR and the removal of Pb(II) reached to 90.2% and 99.5%, respectively, under the reaction conditions of temperature of 30℃, initial NOR concentration of 5.0mg/L, Fe3O4dosage of 2.0g/L, PS concentration of 1.5mmol/L, initial pH value of 7.0, and reaction time of 120minutes. Free radical quenching experiments confirmed that SO4-? was the dominant free radical in the degradation of NOR. The possible degradation pathways and intermediate products of NOR were inferred using LC-MS. This study indicated that the Fe3O4-activated PS oxidation process could be served as a novel technique for the simultaneous removal of organic pollutants and heavy metals.

NOR(norfloxacin)；Pb(II)；Fe3O4magnetic nanoparticles；persulfate；simultaneous removal

X703.1

A

1000-6923(2022)02-0717-11

蘇冰琴(1972-),女,山西忻州人,副教授,博士,主要從事水污染控制理論與技術的研究.發表論文20余篇.

2021-07-09

國家自然科學基金資助項目(22008167);山西省自然科學基金資助項目(201801D121274);國家大學生創新創業項目(202010112010)

* 責任作者, 副教授, subingqin@tyut.edu.cn