零价铁活化过二硫酸盐氧化降解阿特拉津
阿特拉津在给水处理工艺中的去除效果研究
阿特拉津在给水处理工艺中的去除效果研究阿特拉津（Atrazine）是一种广泛使用的除草剂，在农业生产和乡村社区中被广泛使用。
虽然阿特拉津作为除草剂的功效很大，但它也会对水质造成负面影响。
因此，研究阿特拉津在给水处理工艺中的去除效果具有重要的实际意义。
阿特拉津的化学结构中包含有多个芳香族碳氢环，具有很强的稳定性和生物耐受性。
这也是阿特拉津在环境中难以分解的原因之一。
因此，在给水处理过程中，阿特拉津的去除通常需要采用物理、化学和生物方法相结合的方法。
物理方法包括吸附、过滤和沉淀等，其中吸附是最常用的方法之一。
吸附剂包括植物活性炭、高岭土、沸石和活性氧化铁等。
多数研究表明活性炭（AC）是吸附剂中去除阿特拉津效果最好的一种。
活性炭的吸附效果受吸附温度、pH、阿特拉津浓度和吸附剂用量等影响，其中影响最大的是吸附剂用量和阿特拉津浓度。
通过合理地选择吸附剂用量和工艺条件，活性炭可以去除90%以上的阿特拉津。
化学方法主要包括氧化、还原和加氯等方法。
氧化性氯化铁和过氧化氢是常用的氧化剂，它们可以将阿特拉津氧化为更易降解的产物，从而实现阿特拉津的去除。
还原剂主要是亚硫酸氢钠和亚硫酸铵，它们对阿特拉津的还原作用较弱，去除效率低，但可以将氧化剂残留的氧化产物还原为无毒的产物。
加氯则是利用氯的氧化性对阿特拉津进行氧化降解。
加氯氧化法去除阿特拉津的效果较好，但需要控制氯含量、pH和温度等工艺条件，避免产生二次污染。
生物方法是一种对环境友好的方法，它主要利用微生物代谢功能将阿特拉津降解为无毒或较低毒性的产物。
生物方法包括生物膜反应器、活性污泥反应器、生物吸附剂和生物活性炭等。
目前生物活性炭的去除效果较好，可以将阿特拉津的去除率提高到95%以上，但需要长时间的处理时间，不适用于大量处理的情况。
总之，阿特拉津在给水处理中的去除效果受到多种因素的影响，需要采用不同的方法相结合，才能实现有效的去除。
物理吸附是目前去除阿特拉津效结果最好的方法之一，氧化还原和生物方法也具有一定的应用前景。
纳米零价铁协同Fe(Ⅱ)活化过碳酸钠降解含吐温-80水体中的三氯乙烯
'f e知库环境工程学报第15卷第2期2021年2月Vol. 15, No.2 Feb. 2021Eco-Environmental Knowledge Web Chinese Journal of Environmental Engineering^(010) 62941074文章栏目：土壤污染防治001l〇12030/j.cjee.202003018 中图分类号X523 文献标识码A吕言臣，李明，章长松，等.纳米零价铁协同Fe( II)活化过碳酸钠降解含吐温-80水体中的三氯乙烯[J].环境工程学报，2021, 15(2): 688-698.LYU Yanchen, LI Ming, ZHANG Changsong, et al. Degradation o f trichloroethylene in aqueous solution containing surfactant Tween-80 by nanoscale zero-valent iron and Fe( I I) synergistically activating sodium percarbonate[J]. Chinese Journal o f Environmental Engineering, 2021, 15(2): 688-698.纳米零价铁协同Fe(n)活化过碳酸钠降解含吐 温-80水体中的三氯乙烯吕言臣\李明\章长松2,吕树光〃1. 华东理T.大学资源与环境工程学院，国家环境保护化X过程环境风险评价与控制重点实验室，上海2002372.上海亚新建设工程有限公司，上海200436第一作者：吕言臣（1995—），男，硕士研究生。
研究方向：土壤与地下水修复。
E-mail: ******************通信作#:吕树光（1965—),男，博士，教授。
研究方向：土壤与地下水修复。
E-mail: ********************.cn摘要在表面活性剂吐温-80(Tween-80)存在下，采用纳米零价铁（n Z V l)协同Fe( II)共同活化过碳酸钠(SPC)体系去除污染场地水相中的三氯乙烯（TCE),验证了SPC/Fe(丨丨>/nZVI体系降解TCE的有效性，探究了Tween-80浓度、无机阴离子以及溶液初始p H对TCE降解效果的影响，并确定了该体系中活性氧自由基的类型。
新型过硫酸盐活化技术降解有机污染物的研究进展
阿特拉津溶解方法-概述说明以及解释
阿特拉津溶解方法-概述说明以及解释1.引言1.1 概述阿特拉津溶解方法是一种用于溶解阿特拉津化合物的技术。
阿特拉津化合物广泛应用于生物医学领域，特别是在药物研发和疾病诊断中有着重要的作用。
然而，阿特拉津化合物的溶解度较低，这限制了其在实验和临床应用中的应用范围。
为了解决这一问题，研究人员提出了阿特拉津溶解方法，该方法使用特定的溶剂和条件来增加阿特拉津的溶解度。
通过优化溶解条件，可以提高溶解效率，使阿特拉津化合物更易于使用和处理。
阿特拉津溶解方法的原理是基于溶剂的选择和操作条件的调控。
研究人员发现，一些有机溶剂如乙醇、二甲基亚砜和二氯甲烷等对阿特拉津具有较好的溶解能力。
同时，溶剂的温度、pH值和搅拌速度等因素也对阿特拉津的溶解度有着影响。
在阿特拉津溶解方法的步骤中，首先需要选择合适的溶剂。
然后，在适当的温度和pH值下，将阿特拉津加入溶剂中，并进行充分的搅拌。
搅拌的时间和速度应根据实验要求来确定。
通过这些步骤，阿特拉津化合物能够更好地溶解于溶剂中，从而提高其溶解度和可用性。
阿特拉津溶解方法具有广泛的应用前景。
在药物研发中，该方法可以提高药物的溶解度，增加其生物利用度和疗效。
在疾病诊断中，阿特拉津溶解方法可以帮助提取和分析病理样本中的阿特拉津化合物，从而更准确地诊断和预测疾病的发展。
综上所述，阿特拉津溶解方法是一种有潜力的技术，可以提高阿特拉津化合物的溶解度，扩展其应用领域。
随着进一步的研究和优化，该方法有望在生物医学领域发挥更大的作用。
1.2文章结构1.2 文章结构本文的主要目的是介绍阿特拉津溶解方法。
为了清晰地传达这一内容，本文将按照以下结构展开讨论：1. 引言：在引言部分，我们将对阿特拉津溶解方法进行简要概述，说明其重要性和应用背景。
2. 正文：正文部分将分为两个小节，分别介绍阿特拉津溶解方法的原理和具体的步骤。
2.1 阿特拉津溶解方法的原理：在这一部分，我们将解释阿特拉津溶解方法背后的原理，包括其化学反应机制和溶解效果的影响因素。
铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究
DOI ：10.19965/ki.iwt.2023-0220第 44 卷第 3 期2024年 3 月Vol.44 No.3Mar.，2024工业水处理Industrial Water Treatment 铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究张静1，张彦平1，裴佳华1，贾小赛2，李一兵1，吕宁1（1.河北工业大学土木与交通学院，天津 300401； 2.天津创业环保集团股份有限公司，天津 300000）[ 摘要 ] 为了改善剩余污泥的脱水性能，采用铁基污泥炭（Iron-SBC ）活化过硫酸盐（PDS ）调理污泥。
研究了PDS 投加量、Iron-SBC 投加量、反应时间、反应温度以及初始pH 对剩余污泥脱水的影响，并分析了其机理。
结果表明：65 ℃条件下，在单位质量TSS 的PDS 投加量150 mg/g 、Iron-SBC 投加量350 mg/g ，初始pH=6.68时，经Iron-SBC/PDS 调理20 min 后，污泥毛细吸水时间、污泥比阻和泥饼含水率分别达到8.4 s 、5.4×1012 m/kg 、73.5%。
机理分析表明，调理过程中发生了氧化反应，原本紧密平整的污泥絮体和胞外聚合物被破解，结合水被释放，污泥中高亲水性的紧密型胞外聚合物（TB-EPS ）向松散型胞外聚合物（LB-EPS ）和溶解性胞外聚合物（S-EPS ）转化，对污泥脱水不利的蛋白质被氧化降解，TB-EPS 的减少和铁离子的中和作用使Zeta 电位上升；具有刚性结构的Iron-SBC 降低了泥饼的压缩系数，同时在Fe 3+絮凝作用下，污泥分形维数变大。
最终在“氧化-骨架构建”耦合作用下，剩余污泥实现了深度脱水。
［关键词］ 铁基污泥炭；过硫酸盐；污泥脱水；骨架构建体；胞外聚合物［中图分类号］ X703.1；TQ426 ［文献标识码］A ［文章编号］ 1005-829X （2024）03-0142-10Study on the waste activated sludge dewatering effect and mechanismconditioned by persulfate induced with iron -based sludge biocharZHANG Jing 1，ZHANG Yanping 1，PEI Jiahua 1，JIA Xiaosai 2，LI Yibing 1，LÜ Ning 1（1.School of Civil and Transportation ，Hebei University of Technology ，Tianjin 300401，China ；2.Tianjin Chuangye Environmental Protection Group Co.， L td.， T ianjin 300000，China ）Abstract ：In order to improve the dewatering performance of waste activated sludge ，iron -based sludge biochar （Iron-SBC ） activating persulfate （PDS ） was used to treat sludge. The effects of PDS dosage ，Iron-SBC dosage ，reac⁃tion time ，reaction temperature and initial pH on waste activated sludge dewatering efficiency were studied ，and the mechanism was also analyzed. The results showed that when the temperature was 65 ℃，the dosage of PDS per unit TSS was 150 mg/g ，the dosage of Iron-SBC per unit TSS was 350 mg/g ，the initial pH was 6.68，after being condi⁃tioned by Iron-SBC/PDS for 20 minutes ，the sludge capillary water absorption time ，sludge specific resistance and sludge cake moisture content decreased to 8.4 s ，5.4×1012 m/kg and 73.5%，respectively. The mechanism analysis in⁃dicated that oxidation reaction occurred during the process. The originally tight and flat sludge flocs and extracellu⁃lar polymers were cracked and the bound water was released. The highly hydrophilic tightly bound extracellular polymeric substances （TB-EPS ） in sludge were transformed into loosely bound extracellular polymeric substances （LB -EPS ） and soluble extracellular polymeric substances （S-EPS ），and the proteins which were unfavorable to sludge dewatering were oxidized and degraded. The decrease of TB-EPS and neutralization of positive iron ions in⁃creased the Zeta potential value. Iron-SBC with rigid structure reduced the compressibility coefficient of sludgecake. At the same time ，under the flocculation of Fe 3+，the fractal dimension of sludge became larger. Under the cou⁃pling action of “oxidation-skeleton construction ”，the waste activated sludge deep dewatering was realized.［基金项目］ 河北省在读研究生创新能力培养资助项目（CXZZSS2023022）开放科学（资源服务）标识码（OSID ）：工业水处理 2024-03，44（3）张静，等：铁基污泥炭活化过硫酸盐调理剩余污泥脱水的效能和机理研究Key words ：iron -based sludge biochar ；persulfate ；sludge dewatering ；skeleton construction ；extracellular polymer随着我国经济的发展和城镇化进程的加快，污水处理厂的数量与规模逐步扩大。
抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津
第37卷㊀第12期2019年12月环㊀境㊀工㊀程Environmental EngineeringVol.37㊀No.12Dec.㊀2019抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津∗曹梦华1,2㊀涂书新2㊀张㊀娥2㊀侯耀宗2(1.农业部产地环境污染防控重点实验室天津市农业环境与农产品安全重点实验室,天津300191;2.华中农业大学,武汉430070)摘要:研究了抗坏血酸还原降解土壤中阿特拉津的效率㊁影响因素和途径㊂结果表明:抗坏血酸能有效降解土壤中阿特拉津㊂当抗坏血酸浓度为20mmol /L ,初始pH 为7.0,温度为20ħ时,土壤中阿特拉津降解率达到85.5%,降解速率为0.117d -1㊂氧气会增加抗坏血酸的消耗量,从而抑制土壤中阿特拉津的降解㊂在20~50ħ内增加反应温度能促进土壤中阿特拉津的降解,抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22.6kJ /mol ㊂抗坏血酸在碱性条件下降解阿特拉津的效率显著高于中性和酸性㊂抗坏血酸降解阿特拉津的途径主要包括脱氯㊁脱烷基和羟基化反应㊂关键词:抗坏血酸;阿特拉津;土壤修复;降解DOI:10.13205/j.hjgc.201912036DEGRADATION OF ATRAZINE IN CONTAMINATED SOIL BY ASCORBIC ACIDCAO Meng-hua 1,2,TU Shu-xin 2,ZHANG E 2,HOU Yao-zong 2(1.Key Laboratory of Original Agro-Environmental Pollution Prevention and Control,Ministry of Agriculture /Tianjin Key Laboratoryof Agro-environment and Safe-product,Tianjin 300191,China;2.Huazhong Agriculture University,Wuhan 430070,China)Abstract :The degradation efficiency,influencing factors and degradation pathway of atrazine in contaminated soil by ascorbicacid was investigated in this study.The results showed atrazine in contaminated soil could be efficiently degraded by ascorbicacid.With addition of 20mmol /L ascorbic acid,the degradation ratio and degradation rate of atrazine in contaminated soil reached 85.5%and 0.117d-1respectively,at pH of 7.0and temperature of 20ħ.The presence of oxygen could increase theconsumption of ascorbic acid which led to the inhibition of atrazine degradation.In the range of 20~50ħ,the increase ofreaction temperature could enhance the degradation of atrazine in contaminated soil.The apparent activation energy of atrazinewas 22.6kJ /mol in ascorbic acid reduction process.The degradation ratio of atrazine in contaminated soil by ascorbic acid at alkaline pH was much higher than neutral pH and acid pH.The degradation pathway of atrazine by ascorbic acid includeddichlorination,dealkylation and hydroxylation.Keywords :ascorbic acid;atrazine;soil remediation;degradation㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀∗农业部产地环境污染防控重点实验室/天津市农业环境与农产品安全重点实验室开放基金课题;中央高校基本科研业务费专项资金资助项目(2662016QD031);湖北省自然科学基金(2018CFB620)㊂收稿日期:2019-01-080㊀引㊀言阿特拉津是一种典型的三嗪类除草剂,广泛用于防除玉米㊁高粱和甘蔗等农田中阔叶杂草及禾本科杂草[1]㊂经过喷洒后,大部分阿特拉津直接进入土壤㊂阿特拉津分子具有由3个碳和3个氮对称排列构成的六元均三嗪环,结构非常稳定,难于生物降解,其在土壤环境中的平均半衰期为13~261d [2]㊂土壤中累积赋存的阿特拉津一方面通过农作物根系吸收对农作物产生毒害作用,影响作物品质;另一方面通过食物链对动物的生殖与繁衍及人体健康产生不良影响㊂因此,阿特拉津污染土壤亟需得到有效处理㊂目前阿特拉津污染土壤主要通过生物修复㊁化学淋洗和化学氧化还原等技术修复[3-4]㊂在土壤实际修复过程中,生物修复处理周期长,化学淋洗存在二次环境污染的风险㊂化学氧化的药剂会被土壤有机质消耗导致其运行成本较高[5-6]㊂化学还原则具有处理周期短㊁药环㊀境㊀工㊀程第37卷剂成本低和环境友好的优点,在有机污染土壤修复中具有很好的应用前景㊂抗坏血酸是广泛存在于水果和蔬菜中的一种天然抗氧化剂,其具有较强的还原性(氧化还原电位为-0.06V),且价格低廉,能有效还原去除环境污染物㊂例如,抗坏血酸能将水中高毒性的六价铬还原成低毒性的三价铬[7],同时抗坏血酸能有效还原降解水中有机污染物[8]㊂相比于水溶液中有机污染物的降解,土壤中有机污染物的去除将涉及复杂的界面行为和化学转化过程㊂目前抗坏血酸还原降解土壤中的有机污染物的报道较少㊂本文以阿特拉津污染土壤为研究对象,研究抗坏血酸对土壤中阿特拉津的还原降解率㊂考察抗坏血酸的浓度㊁反应气氛㊁温度和pH值对土壤中阿特拉津降解率的影响,并探究抗坏血酸对阿特拉津的降解路径,旨在为抗坏血酸在有机污染土壤修复中的应用提供参考㊂1㊀实验部分1.1㊀实验材料阿特拉津标准样购自Sigma-Aldrich,抗坏血酸(分析纯)㊁H2SO4(分析纯)和NaOH(分析纯)购自国药集团化学试剂有限公司,乙腈(色谱纯)和丙酮(色谱纯)购自Merk KgaA㊂实验用水均为去离子水㊂1.2㊀供试土壤将采集校园表层土壤自然风干,碾磨过0.25mm 不锈钢筛㊂在1000g处理过的校园土中加入250mL 浓度为200mg/L的阿特拉津(溶于丙酮)溶液,然后将其转移至摇床(转速为120r/min)中振荡4h后取出,在通风橱中自然风干㊂土壤中阿特拉津的初始浓度为42.8mg/kg㊂1.3㊀实验方法在250mL三口平底烧瓶中加入20g供试土壤,然后加入200mL一定浓度的抗坏血酸溶液,采用稀H2SO4和稀NaOH溶液调节反应的初始pH㊂将三口烧瓶置于振荡器(转速为80r/min)上振荡,通过水浴加热控制反应温度,同时利用连续通入氮气和空气调控反应气氛,气体流速为0.5L/min㊂在设定时间取出5mL泥浆样品后立即离心(转速为4000r/min)过滤得土壤和上清液,土壤经过冷冻干燥后测定其中阿特拉津浓度,同时测定上清液中抗坏血酸浓度㊂每组实验均设平行3次㊂1.4㊀分析方法土壤中阿特拉津的测定以乙腈为萃取剂(固液比为1gʒ10mL),超声辅助提取时间为30min,然后离心(转速为4000r/min)过滤得上清液[9]㊂上清液中阿特拉津的浓度采用高效液相色谱(HPLC,Ultimate3000, Thermo)测定,色谱柱为Agilent TC-C18(150mmˑ4.6mm,5μm),流动相为水(50%)和乙腈(50%),流速为1mL/min,紫外检测波长为220nm,柱温为30ħ㊂阿特拉津的中间产物采用液相色谱-质谱仪(LC-MS, Thermo)分析测定㊂上清液中氯离子浓度采用离子色谱(IC,Dionex ICS-900,Thermo)测定,流动相为1.7mmol/L NaHCO3和1.8mmol/L Na2CO3混合溶液,流动相的流速为1.0mL/min㊂2㊀结果与讨论2.1㊀抗坏血酸浓度对土壤中阿特拉津降解的影响图1a显示了抗坏血酸的浓度对土壤中阿特拉津降解率的影响(初始pH为7.0,温度为20ħ)㊂当未添加抗坏血酸时,反应20d后,土壤中阿特拉津的浓度仅降低了3.1%㊂当添加5mmol/L抗坏血酸时,反应20d后,土壤中阿特拉津的降解率达到20.1%㊂随着抗坏血酸浓度的增加,土壤中阿特拉津的降解率逐渐升高㊂当抗坏血酸的浓度为20mmol/L时,反应20d后,土壤中阿特拉津的降解率增加到85.5%㊂图1b显示不同浓度抗坏血酸对阿特拉津的降解速率符合假一级动力学㊂当抗坏血酸的浓度为20mmol/L时,土壤中阿特拉津的降解速率达到0.117d-1,显著高于微生物对土壤中阿特拉津的降解速率(0.036d-1)[10]㊂实验结果表明,抗坏血酸的添加能显著提高土壤中阿特拉津的降解效率㊂2.2㊀反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响图2a为反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响(抗坏血酸浓度为10mmol/L,初始pH为7.0,温度为20ħ)㊂当在氮气气氛下,反应20d后,土壤中阿特拉津的浓度降低了70.1%㊂当在空气气氛下,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率仅为35.7%,比氮气气氛减少了49.1%㊂图2b为抗坏血酸在不同反应气氛条件的浓度变化㊂当在氮气气氛下,反应20d,抗坏血酸的浓度仅降低了33.8%,而在氧气气氛下,抗坏血酸的浓度降低了98.4%㊂结果表明:抗坏血酸在氧气气氛下的消耗速率显著高于氮气气氛㊂抗坏血酸在有氧条件下会转化成脱氢抗坏血酸[11],由于脱氢抗坏血酸失去给电子能力,故其不能还原降解有机污染物㊂刘永等[12]也发现抗坏血酸在通氧条件下对Cr(Ⅵ)的还原率比通氮条件降低了802第12期曹梦华,等:抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津㊀㊀ʻ 0mmol /L;5mmol /L;10mmol /L;20mmol /L㊂图1㊀土壤中阿特拉津在不同抗坏血酸浓度条件下的质量浓度变化及阿特拉津降解速率的假一级动力学拟合结果Fig.1㊀The degradation of atrazine in the contaminated soil with different dosage of ascorbic acid,and plots of first-orderkinetics for atrazinedegradation氮气;空气㊂图2㊀反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响及浓度变化Fig.2㊀Influence of reaction atmosphere on atrazine degradation and ascorbic acid concentrationin contaminated soil by ascorbic acid8.4%㊂因此,氧气的存在会抑制抗坏血酸还原降解土壤中阿特拉津㊂2.3㊀反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响图3a 为反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响㊂当反应温度为30,40,50ħ时,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率分别为77.1%㊁88.7%和91.4%,降解速率分别为0.0914,0.133,0.152d -1㊂结果表明:反应温度的升高能显著促进抗坏血酸降解土壤中阿特拉津㊂根据阿伦尼乌斯(Arrhenius)方程,绝对温度倒数值(1/T )和阿特拉津降解速率负对数值(-ln k )的线性关系见图3b(抗坏血酸的浓度为10mmol /L,初始pH 为7.0)㊂通过计算得到抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22.6kJ /mol,低于过硫酸盐氧化降解阿特拉津的表观活化能(141kJ /mol)[13]㊂2.4㊀初始pH 对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响图4a 显示了pH 对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响(抗坏血酸浓度为10mmol /L,温度为20ħ)㊂当反应pH 为2.5㊁7.0和12.5时,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率分别为21.6%,70.1%和90.2%㊂结果表明:pH 的增加有利于抗坏血酸还原降解阿特拉津㊂抗坏血酸是二元酸,其在水溶液中通过电离形成C 6H 8O 6㊁C 6H 7O -6和C 6H 6O 2-63种形态㊂根据CurTiPot 软件计算可得到抗坏血酸在pH 分别为2.5㊁7.0和12.5条件下的形态分布(图4b)㊂结果表明:抗坏血酸在pH 为2.5时主要以C 6H 8O 6形态存在,在pH 为7.0时主要以C 6H 7O -6形态存在,在pH 为12.5时主要以C 6H 6O 2-6形态存在㊂抗坏血酸各形态的还原能力与其垂直电离势成反比,Hou 等通过计算得到C 6H 8O 6㊁C 6H 7O -6和C 6H 6O 2-6的电离势分别为6.89,5.24和3.27eV,故抗坏血酸各形态的还原能力的大小顺序为C 6H 8O 6<C 6H 7O -6<C 6H 6O 62-[14]㊂因此,随着pH 的增加,抗坏血酸的还原能力增加,902环㊀境㊀工㊀程第37卷㊀㊀Ѳ 20ħ;30ħ;40ħ;50ħ㊂图3㊀反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响和绝对温度倒数值(1/T )和阿特拉津降解速率负对数值(-ln k )的线性关系Fig.3㊀Effect of reaction temperature on atrazine degradation in contaminated soil by ascorbic acid and the linear relationshipbetween the reciprocal of kelvin temperature (1/T )and negative logarithm of atrazine degradation rate (-ln k)Ә pH =2.5; ʏ pH =7.0; Ң pH =12.5;C 6H 8O 6;C 6H 7O -6;C 6H 6O 2-6㊂图4㊀pH 对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津和抗坏血酸形态分布的影响Fig.4㊀Influence of pH on atrazine degradation in contaminated soil by ascorbic acid and fractions of ascorbic acid form进而提高了阿特拉津的降解率㊂Liang 等[15]也发现抗坏血酸在碱性条件下对三氯乙烯的还原效率显著高于酸性和中性㊂2.5㊀土壤中阿特拉津的降解路径采用液相色谱-质谱仪对阿特拉津的降解中间产物进行检测分析㊂图5a 显示了反应5d 后阿特拉津及其降解中间产物的液相色谱图㊂结果表明:阿特拉津降解的主要中间产物包括2-氯-4-乙胺基-6-异丙氨基-1,3,5-三嗪(2-chloro-4-amino-6-isopropylamino-1,3,5-triazine,CEAT)㊁2-氯-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪(2-chloro-4,6-diamino-1,3,5-triazine,CAAT)㊁2-乙胺基-4-异丙氨基-1,3,5-三嗪(2-ethylamino-4-isopropylamino-1,3,5-triazine,EIAT)和2-羟基-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪(2-hydroxy-4,6-diamino-1,3,5-triazine,OAAT)㊂通过降解中间产物分子结构分析及其在反应过程中的浓度变化(图5b),阿特拉津在抗坏血酸还原作用下,首先发生脱氯反应生成EIAT 和侧链脱烷基反应生成CEAT㊂CEAT 的浓度呈先增加后下降的趋势,表明CEAT 进一步发生脱烷基反应生成CAAT,CAAT 再通过羟基化反应转化生成OAAT㊂微生物在降解阿特拉津的过程中也发生类似的水解脱氯㊁脱烷基和羟基化反应[16]㊂随着阿特拉津分子结构中氯原子的去除,其毒性将显著降低[17]㊂因此,抗坏血酸能有效降低阿特拉津污染土壤的环境风险㊂3㊀结㊀论1)抗坏血酸能有效还原降解土壤中的阿特拉津,当抗坏血酸的浓度为20mmol /L,初始pH 为7.0,温度为20ħ时,土壤中阿特拉津的降解率达到85.5%㊂抗坏血酸对阿特拉津的降解速率符合假一级动力学㊂当抗坏血酸的浓度为20mmol /L 时,土壤中阿特拉津的降解速率达到0.117d -1,显著高于微生物对土壤中阿特拉津的自然降解速率(0.036d -1)㊂抗12第12期曹梦华,等:抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津㊀㊀ʀ 阿特拉津;CEAT;CAAT;EIAT;OAAT㊂图5㊀反应5d 后阿特拉津及其降解中间产物的液相色谱图和浓度变化Fig.5㊀HPLC spectra of the concentration variation of atrazine and its degradation intermediates after 5days of reaction坏血酸降解阿特拉津主要发生脱氯㊁侧链脱烷基和羟基化反应,中间产物的毒性显著低于阿特拉津,从而有效降低阿特拉津污染土壤的环境风险㊂2)氧气会增加抗坏血酸的消耗量,促进抗坏血酸转化成脱氢抗坏血酸,降低抗坏血酸给电子的能力,从而抑制土壤中阿特拉津的降解㊂当在空气气氛下,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率仅为35.7%,比氮气气氛减少了49.1%㊂3)在20~50ħ范围内,增加反应温度能促进抗坏血酸降解土壤中的阿特拉津㊂当反应温度为50ħ时,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率为91.4%,降解速率达到0.152d -1㊂通过阿伦尼乌斯方程计算得到抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22.6kJ /mol㊂4)随着pH 的增加,抗坏血酸的还原能力增加,进而提高阿特拉津的降解率㊂当反应pH 为2.5㊁7.0和12.5时,反应20d,土壤中阿特拉津的降解率分别为21.6%㊁70.1%和90.2%㊂参考文献[1]㊀Chen Y K,Jiang Z,Wu D,et al.Development of a novel bio-organic fertilizer for the removal of atrazine in soil [J].Journal ofEnvironmental Management,2019,233:553-560.[2]㊀Thorngren J L,Harwood A D,Murphy T M,et al.Fate and risk ofatrazine and sulfentrazone to nontarget species at an agriculture site[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2017,36(5):1301-1310.[3]㊀Chen L W,Hu X X,Yang Y,et al.Degradation of atrazine andstructurally related s-triazine herbicides in soils by ferrous-activatedpersulfate:kinetics,mechanisms and soil-types effects [J ].Chemical Engineering Journal,2018,351:523-531.[4]㊀Cheng M,Zeng G,Huang D,et al.Degradation of atrazine by a novelFenton-like process and assessment the influence on the treated soil[J].Journal of Hazardous Materials,2016,312:184-191.[5]㊀赵玲,滕应,骆永明.我国有机氯农药场地污染现状与修复技术研究进展[J].土壤,2018,50(3):435-445.[6]㊀Fang G D,Chen X R,Wu W H,et al.Mechanisms of interactionbetween persulfate and soil constituents:activation,free radical formation,conversion,and identification [J ].EnvironmentalScience and Technology,2018,52(24),14352-14361.[7]㊀Zhou X,Zhou M,Wu X,et al.Reductive solidification /stabilization of chromate in municipal solid waste incineration flyash by ascorbic acid and blast furnace slag [J].Chemosphere,2017,182:76-84.[8]㊀Liang C J,Lin Y T,Shiu J W.Reduction of nitrobenzene withalkaline ascorbic acid:kinetics and pathways [J ].Journal of Hazardous Materials,2016,302:137-143.[9]㊀曹美珠,张超兰,潘丽萍,等.土壤中莠去津及其降解产物的提取及高效液相色谱-质谱分析[J].农业环境科学学报,2015,34(1):65-71.[10]㊀Dong X F,Sun H W.Effect of temperature and moisture ondegradation of herbicide atrazine in agricultural soil [J ].International Journal of Environmental &Agriculture Research,2016,2(7):150-157.[11]㊀Boatright W.Oxygendependencyofone-electronreactionsgenerating ascorbate radicals and hydrogen peroxide from ascorbicacid [J].Food Chemistry,2016,196:1361-1367.[12]㊀刘永,徐新华,江栋.L-抗坏血酸还原降解六价铬的影响因素[J].环境科学研究,2008,21(4):25-28.[13]㊀Ji Y F,Dong C X,Kong D Y,et al.Heat-activated persulfateoxidation of atrazine:implications for remediation of groundwater contaminated by herbicides [J].Chemical Engineering Journal,2015,263:45-54.[14]㊀Hou X J,Huang X P,Ai Z H,et al.Ascorbic acid inducedatrazine degradation [J].Journal of Hazardous Materials,2017,327:71-78.[15]㊀Lin Y T,Liang C J.Carbon tetrachloride degradation by alkalineascorbicacidsolution[J ].EnvironmentalScienceandTechnology,2013,47(7):3299-3307.[16]㊀Singh S,Kumar V,Chauhan A,et al.Toxicity,degradation andanalysis of the herbicide atrazine [J].Environmental Chemistry Letters,2018,16(1):211-237.[17]㊀Baranda A B,Barranco A,de Marañón I M.Fast atrazinephotodegradation in water by pulsed light technology [J].Water Research,2012,46(3):669-678.第一作者㊁通信作者:曹梦华(1985-),男,博士,主要研究方向为土壤污染与修复㊂caomenghua@112。
木基衍生炭活化过硫酸盐降解污水污染物的研究进展
对木基衍生炭活化过硫酸盐能力的影响，并对木基
衍生炭催化剂的应用前景进行了展望。
（·ＯＨ） 相比，ＳＯ ·半衰期长（ ３０ ～ ４０ μｓ） ，氧化还
原电势高（ Ｅ ０ ＝ ＋ ２．５ ～ ＋ ３．１ Ｖ） 、水体 ｐＨ 适应范围
ｗｉｔｈ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ ｐｏｒｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ ａｆｔｅｒ ｐｙｒｏｌｙｓｉｓ， ａｌｓｏ ｐｒｏｄｕｃｅ ｃａｒｂｏｎ ｍａｔｅｒｉａｌｓ ｗｉｔｈ ｒｉｃｈ ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌ ｇｒｏｕｐｓ ａｆｔｅｒ ｐｙｒｏｌｙ⁃
ｓｉｓ． Ｔｈｅ ｒｉｃｈ ｐｏｒｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｏｆ ｗｏｏｄ⁃ｂａｓｅｄ ｄｅｒｉｖｅｄ ｃｈａｒｃｏａｌ ａｌｓｏ ｐｒｏｖｉｄｅｄ ｔｈｅ ｐｏｓｓｉｂｉｌｉｔｙ ｆｏｒ ｔｈｅ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ
ｏｒｇａｎｉｃ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ ｉｎ ｗａｔｅｒ ｖｉａ ａｃｔｉｖａｔｉｎｇ ｐｅｒｓｕｌｆａｔｅ
ＬＵＯ Ｊｉａｌｉｎ １ ， ＬＵ Ｈａｉｑｉｎ ２ ， ＨＵＡＮＧ Ｍｅｉｌｉｎｇ ２ ， ＳＨＩ Ｊｉａｎｇｔａｏ ２ ， ＧＡＮ Ｌｕ ２∗ ， ＰＥＮＧ Ｘｕｊｉａｎ １
（１． Ｎａｎｊｉｎｇ Ｐｏｌｉｃｅ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｎａｎｊｉｎｇ ２１００２３， Ｃｈｉｎａ； ２． Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ
应的活动场所，不同类型的表面都可以包含活性位
比传统污水处理方法，具有氧化能力强、反应稳定、
点。 炭在作为催化剂时，可为掺杂离子或催化反应
降解效果明显等优势，因此在水体有机污染物处理
提供丰富的活性位点，也有助于增强材料的电导率
领域有很好的应用前景
2025届高三化学一轮复习课时小练：硫及其化合物的相互转化
硫及其化合物的相互转化一、选择题1．自然界中不同价态硫元素之间的转化如图所示，下列说法正确的是( )A．上图中，酸雨的含硫成分只有H2SO3，由SO2溶于水生成B．芒硝在浓硫酸中失水的过程体现了浓硫酸的脱水性C．黄铁矿燃烧产生的尾气，与空气混合后通入碳酸钙的浆状物，可用来制备石膏D．凝聚法是将SO2通入H2S稀溶液中得到S胶体，该反应中氧化剂与还原剂的物质的量之比为2∶12．三大化石燃料燃烧会产生大气污染物，特别是含硫煤燃烧后产生的SO2危害巨大。
为了保护环境，科学家提出了下列解决方法，同时还能获得某种重要的工业产品。
下列说法错误的是( )A．不用O2直接氧化SO2是因为氧化速率太慢B．图中涉及的反应之一为4FeSO4＋O2＋2H2SO4===2Fe2(SO4)3＋2H2OC．反应一段时间后，溶液中Fe2(SO4)3的浓度会减小D．理论上每吸收标况下224 mL SO2可以获得0.98 g H2SO43．《环境科学》曾刊发我国科研部门采用零价铁活化过二硫酸钠(Na2S2O8，其中S为＋6价)去除废水中的正五价砷的研究成果，其反应机理模型如图，(设N A为阿伏加德罗常数的值)下列说法正确的是( )A ．1 mol SO －4· (自由基)中含50N A 个电子B ．pH 越大，越不利于去除废水中的正五价砷C ．1 mol 过二硫酸钠中含N A 个过氧键D ．转化过程中，若共有1 mol S 2O 2－8被还原，则参加反应的Fe 为56 g4．自然界中的分解者可将含硫有机物分解为H 2S ，硫黄细菌和硫化细菌可将H 2S 进一步变为硫单质或硫酸盐，下列关于硫化氢的说法正确的是( )A ．H 2S 是一种无色、有臭鸡蛋气味的有毒气体B ．H 2S 分子中所有原子的最外层都达到8电子结构C ．将H 2S 通入FeSO 4溶液中，产生沉淀D ．H 2S 分子很稳定，受热难分解5．用下列两种途径制取H 2SO 4，某些反应条件和产物已省略，下列有关说法不正确的是( )途径① S ――→浓硝酸H 2SO 4，途径② S――→O 2SO 2――→O 2SO 3――→H 2O H 2SO 4A ．途径①反应中体现了浓硝酸的强氧化性和酸性B ．途径②的第二步反应在实际生产中可以通过增大O 2的浓度来降低成本C ．由途径①和②分别制取1 mol H 2SO 4，理论上各消耗1 mol S ，各转移6 mol 电子D ．途径②与途径①相比更能体现“绿色化学”的理念6．下列反应能产生SO 2的是( )①煅烧黄铁矿 ②亚硫酸钠与浓硫酸反应 ③点燃硫化氢气体 ④蔗糖和浓硫酸反应A ．①②③B ．②④C ．②③④D ．①②③④ 7．硫在空气中燃烧生成气体A ，把A 溶于水得溶液B ，向B 中滴加溴水，溴水褪色，B 变成C ，向C 中加Na 2S 产生气体D ，把D 通入B 溶液得浅黄色沉淀E 。
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蔡 涛 张璐吉 胡六江 董华平 李益民
（ 绍兴文理学院化学系 绍兴 ３ １ ２ ０ ０ ０ ）
０ － 摘 要 利用零价铁（ Ｆ ｅ ） 活化过二硫酸钠（ Ｐ Ｄ Ｓ ） 产生硫酸根自由基（ Ｓ Ｏ ） 降解环境中的阿特拉津。初步 ４· ０ ０ 探讨了介质初始 ｐ Ｈ值、 Ｐ Ｄ Ｓ 初始浓度、 Ｆ ｅ 加入量对阿特拉津降解率的影响， 并比较了铁量相同的 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 、 ２ ＋ ３ ＋ Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 和Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ３种体系对阿特拉津的降解能力。结果表明， 在初始 ｐ Ｈ＝６ ５ 、 １ｍ Ｌ初 始 浓 度 为 ０ ０ ２ ０ｍ ｍ ｏ ｌ ／ ＬＰ Ｄ Ｓ 、 Ｆ ｅ 加入量为 ２ ８ｍ ｇ 的条件下， 反应 ６ ０ｍ ｉ ｎ 后， Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 体系对 １ ０ ０ｍ Ｌ浓度为 ０ １ ０ｍ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ ０ ２ ＋ ３ ＋ 阿特拉津的降解率达到 ９ ９ ０ ％， 远高于 Ｆ ｅ 、 Ｐ Ｄ Ｓ 、 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ和 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ４种体系对阿特拉津的降解率。另 ０ 外， 酸性介质、 增加 Ｆ ｅ 或Ｐ Ｄ Ｓ 的投入量均有利于提高阿特拉津的降解率。同时， 通过采用甲醇和叔丁醇作为 ０ － 分子探针鉴定了 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 体系中产生的活性中间体 Ｓ Ｏ 和羟基自由基（ · Ｏ Ｈ ） 。 ４·
０ ６ ０ｍ ｉ ｎ后， Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ体系可使阿特拉津几乎完全降 ０ 解。这一实验结果可能与 Ｆ ｅ 在不同介质 ｐ Ｈ 值中 ２ ＋ ［ ２ ３ ］ 转变为 Ｆ ｅ 的速率有关 ， ｐ Ｈ 值越低， 在溶液中 ０ ２ ＋ Ｆ ｅ 溶解产生 Ｆ ｅ 的速率越快， 反应（ 如式（ ３ ） ） 生成 － 的Ｓ Ｏ 因此其氧化降解阿特拉津的能力也 ４·越多， ２ ＋ 就越强。此外， 在碱性环境中， Ｆ ｅ 易生成沉淀， 这 ［ ２ ３ ］ ３ ） ） 的进行 。 会抑制反应（ 如式（ ２ ＋ ２ － ３ ＋ － ２ － Ｆ ｅ ＋Ｓ Ｏ ｅ ＋Ｓ Ｏ Ｏ （ ３ ） ２ ８ → Ｆ ４·＋Ｓ ４
０ ２ ＋ ２ ， ４ 二硝基苯， 研究结果表明， 在过二硫酸盐体系中， 用Ｆ ｅ 替代 Ｆ ｅ （ 如式（ ２ ） ） ， 其氧化降解有机污染
２ ０ １ ２ ０ １ １ ６收稿， ２ ０ １ ２ ０ ３ ３ １修回 ２ ０ １ １ Ｃ ３ ７ ０ １ ２ ） 、 浙江省大学生科技创新（ ２ ０ １ ０ Ｒ ４ ２ ６ ０ ２ ６ ）资助项目 浙江省科技厅科技计划分析测试基金（ 通讯联系人： 董华平， 博士；Ｔ ｅ ｌ ： ０ ５ ７ ５ ８ ８ ３ ４ ２ ５ ９ ２ ；Ｆ ａ ｘ ： ０ ５ ７ ５ ８ ８ ３ ４ １ ５ ２ １ ；Ｅ ｍ ａ ｉ ｌ ： ｏ ｌ ｉ ｖ ｅ １ ８ ０ ＠１ ６ ３ ． ｃ ｏ ｍ ；研究方向： 生物与环境工程， 环境 化学
的方法具有重要的实际意义。
－ 硫酸根自由基（ Ｓ Ｏ · ） 的高级氧化技术是近几年来发展起来的去除环境中难降解有机污染物的新 ４
Ｈ值影响小， 而且可在近中性介质中使用， 近年来已在有机污染物降 技术。硫酸根自由基氧化性强、 受ｐ
１ ６ ］ ２ ＋ ＋ ２ ＋ 解方面显示出良好的发展前景 ［ 。在光、 热、 过渡金属离子（ 如Ｃ ｏ 、 Ａ ｇ 、 Ｆ ｅ ）等条件下， 过二硫酸 － ［ １ ７ １ ８ ］ 盐， 如Ｎ ａ Ｓ Ｏ （ Ｐ Ｄ Ｓ ） ， 可被活化分解产生具有强氧化活性的 Ｓ Ｏ 。但通过加热过硫酸盐产生 ２ ２ ８ ４· － ２ ＋ Ｓ Ｏ · 的方法成本高， 而光活化方法则难用于地下水中有机污染物的处理， 采用重金属 Ｃ ｏ 作活化剂会 ４ ＋ １ ９ ２ １ ］ ２ ＋ 造成潜在的二次污染， 对人体和环境均有一定的毒性， Ａ ｇ 成本较高 ［ ， 尽管 Ｆ ｅ 环境友好， 廉价易 ２ ＋ － ｅ 会消耗活性自由基 Ｓ Ｏ 如式（ １ ） ） ， 特别是反应体系要求在酸性介质中进 得， 但体系中过量的 Ｆ ４·（ １ ９ ］ 行。最近 Ｚ ｈ ａ ｏ 等［ 、 Ｏ ｈ 等 ［ ２ ０ ， ２ ２ ］ ０ － 分别尝试了用 Ｆ ｅ 活化过二硫酸盐产生 Ｓ Ｏ · 降解４ 氯苯酚、 聚乙烯醇、 ４
第３ ０卷 第 １期 ２ ０ １ ３年 １月
应用化学 Ｃ Ｈ Ｉ Ｎ Ｅ Ｓ ＥＪ Ｏ Ｕ Ｒ Ｎ Ａ ＬＯ ＦＡ Ｐ Ｐ Ｌ Ｉ Ｅ ＤＣ Ｈ Ｅ Ｍ Ｉ Ｓ Ｔ Ｒ Ｙ
Ｖ ｏ ｌ ． ３ ０Ｉ ｓ ｓ ． １ Ｊ ａ ｎ ． ２ ０ １ ３
零价铁活化过二硫酸盐氧化降解阿特拉津
阿特拉津的降解率的影响。结果表明， 当体系中无
阿特拉津（ Ａ ｔ ｒ ａ ｚ ｉ ｎ ｅ ） ， 又名莠去津， 是一种均三氮苯类除草剂。由于其成本低、 除草效果好而被广泛
１ ］ 用作玉米、 高梁、 甘蔗等农作物的除草剂 ［ 。由于阿特拉津难以被土壤中的微生物降解， 其半衰期长达 ２ ３ ］ ６ ０多天， 因此， 施用后会有 ２ ０ ％～ ７ ０ ％阿特拉津长期残留于土壤中 ［ 。又因为阿特拉津具有土壤淋溶
性和较强的迁移性， 所以土壤中残存的阿特拉津很容易被雨水、 灌溉水淋溶至较深土层， 也随地表径流
４ ］ ５ ７ ］ 进入河流、 湖泊， 从而对地下水和地表水造成污染 ［ 。有关研究表明 ［ ， 阿特拉津对人体和动植物均有
一定的毒理作用， 如通过食物链的传递， 破坏生物体的内分泌系统； 通过根、 叶等进入植物体对某些后茬 敏感的作物产生药害等。 目前， 降解阿特拉津的主要方法包括生物降解法、 化学还原法和化学氧化法 ３大类。生物降解法普
图１ 不同 ｐ Ｈ值对阿特拉津降解率的影响 Ｆ ｉ ｇ ． １ Ｅ ｆ ｆ ｅ ｃ ｔ ｏ ｆ ｔ ｈ ｅｉ ｎ ｉ ｔ ｉ ａ ｌ ｐ Ｈｏ ｎａ ｔ ｒ ａ ｚ ｉ ｎ ｅｄ ｅ ｇ ｒ ａ ｄ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ
ｐ Ｈ ： ａ ． ５ ；ｂ ． ６ ． ５ ；ｃ ． ８
与Ｆ ｅ ｎ ｔ ｏ ｎ反应体系（ 一般需在 ｐ Ｈ＜ ３的介质中进
２ 结果与讨论
２ ． １ 介质 ｐ Ｈ 值对阿特拉津降解率的影响
０ 图 １为在阿特拉津初始浓度为 ０ １ｍ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ 、 Ｐ Ｄ Ｓ 初始浓度为 ２ ０ｍ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ 、 Ｆ ｅ 量为 ２ ８ｍ ｇ 条件下， 溶
液的 ｐ Ｈ值变化对阿特拉津降解率的影响。结果表 明， 介质初始 ｐ Ｈ 值 越 低， 阿特拉津的降解速率越 大， 降解率也越高， 当ｐ Ｈ 值为 ５ ０和 ６ ５时， 反应
第 １期
蔡涛等： 零价铁活化过二硫酸盐氧化降解阿特拉津
１ １ ５
物的效果更好。
２ ＋ － ３ ＋ ２ － Ｆ ｅ ＋Ｓ Ｏ ） （ ２ ）
Ｆ ｅ ＋ＳＯ → Ｆ ｅ ＋２ Ｓ Ｏ
０ － ４
０
２ － ２ ８
２ ＋
２ － ４
本文利用 Ｆ ｅ活化 Ｐ Ｄ Ｓ 产生 Ｓ Ｏ· ， 以阿特拉津为目标污染物， 探讨了介质初始 ｐ Ｈ值、 Ｐ Ｄ Ｓ初始浓
０ ０ ２ ＋ ３ ＋ 度、 Ｆ ｅ 加入量对其降解率的影响， 并比较了铁量相同的 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 、 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 、 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ３种体系对阿特 ０ 拉津的降解能力， 同时考察了 Ｆ ｅ ／ Ｐ Ｄ Ｓ 体系中的活性自由基中间体。
１ 实验部分
１ ． １ 试剂和仪器 过二硫酸钠（ Ｎ ａ Ｓ Ｏ ， Ｐ Ｄ Ｓ ） 、 浓硫酸（ Ｈ Ｓ Ｏ ） 、 氢氧化钠（ Ｎ ａ Ｏ Ｈ ） 、 七水合硫酸亚铁（ Ｆ ｅ Ｓ Ｏ · ７ Ｈ Ｏ ） 、 ２ ２ ８ ２ ４ ４ ２ Ｎ Ｈ Ｆ ｅ（ Ｓ Ｏ ） · １ ２ Ｈ Ｏ ） 、 还原铁粉（ 上海化学试剂有限公司） 等均为分析纯试剂； 叔 十二水合硫酸铁铵（ ４ ４ ２ ２ 丁醇（ 上海晶纯试剂有限公司） 为优级纯； 甲醇（ 上海凌峰化学试剂有限公司） 为高效液相色谱纯； 阿特 拉津（ 纯度为 ９ ８ ％） ； 实验室用水为去离子水。 Ａ Ａ ６ ３ ０ ０型原子吸收光谱仪（ 日本 Ｓ ｈ ｉ ｍ ａ ｄ ｚ ｕ 公司） ； Ａ ｇ ｉ ｌ ｅ ｎ ｔ １ １ ０ ０型高效液相色谱仪（ 美国 Ａ ｇ ｉ ｌ ｅ ｎ ｔ 公 司） ； Ｓ Ｈ Ｂ Ｂ ９ ５型循环水式多用真空泵（ 郑州长城科工贸有限公司） ； Ａ Ｌ ２ ０ ４型电子天平（ 梅特勒 托利多 仪器（ 上海） 有限公司） ； Ｐ Ｈ Ｓ ３ Ｃ型 ｐ Ｈ计（ 上海精密科学仪器有限公司） ； Ｓ Ｈ Ａ Ｂ型水浴恒温振荡器（ 常 州国华电器有限公司） 。 １ ． ２ 实验方法 １ ． ２ ． １ 阿特拉津的降解 在 ２ ５ ０ｍ Ｌ碘量瓶中依次加入一定浓度的 ９ ９ｍ Ｌ阿特拉津溶液和 １ｍ ＬＰ Ｄ Ｓ ， 混合均匀后使阿特拉津的浓度为 ０ １ｍ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ ， 再加入一定量的还原铁粉， 在（ ２ ５± ０ ５ ）℃ 恒温水浴振 荡器中振荡， 定时（ ５ 、 １ ０ 、 ３ ０ 、 ６ ０ 、 ９ ０ 、 １ ２ ０ 、 １ ５ ０ｍ ｉ ｎ ） 取样， 样液用 ０ ２ ２μ ｍ 水性微孔滤膜过滤后， 立即将 １ｍ Ｌ 滤液加入到 １ｍ Ｌ甲醇和水的混合液（ Ｖ （ 甲醇） ∶ Ｖ （ 水）＝ ７ ∶ ３ ） 中， 淬灭自由基使反应停止， 用高效 液相色谱测定。测定的条件为： 色谱柱为 Ｃ ８柱（ ４ ６ｍ ｍ× ２ ５ ０ｍ ｍ ， ５μ ｍ ） ， 流动相为 Ｖ （ 甲醇） ∶ Ｖ （ 水）＝ ７ ∶ ３ ， 紫外检测波长为 ２ ２ ０ｎ ｍ ， 流速为 ０ ８ ０ｍ Ｌ ／ ｍ ｉ ｎ ， 进样量为 ２ ０μ Ｌ 。 １ ． ２ ． ２ 活性自由基中间体的鉴定 在最佳反应条件下， 先向反应体系中加入醇与氧化剂摩尔比为 ５ ０ ０ ∶ １ 分别过量的甲醇和叔丁醇， 再向体系中加入还原铁粉和 Ｐ Ｄ Ｓ溶液， 一定时间（ ５ 、 １ ０ 、 ３ ０ 、 ６ ０ 、 ９ ０ 、 １ ２ ０ 和１ ５ ０ｍ ｉ ｎ ） 取样， 如上述相同方法， 测定阿特拉津的浓度。