新型電-多相催化工藝去除陽離子紅染料廢水

陳錦芳 ，張亞平 ，王俊毅

(1.集美大學(xué) 生物工程學(xué)院，福建 廈門，361021；2.集美大學(xué) 環(huán)境工程研究所，福建 廈門，361021)

印染廢水是對(duì)水環(huán)境污染構(gòu)成嚴(yán)重威脅的工業(yè)廢水之一，其排放量約占工業(yè)廢水排放總量的35%[1]。偶氮染料是工業(yè)生產(chǎn)中最重要的染料系列，占工業(yè)應(yīng)用染料總量的50%以上[2]，已有采用生物法[3]、吸附法、化學(xué)沉淀法[4]、膜分離法[5]、電化學(xué)氧化法[6]、臭氧氧化法、次氯酸鹽氧化法、Fenton法[7-8]、光催化氧化法[9]、超聲催化氧化法[10]處理偶氮染料的報(bào)道。生物法對(duì)化學(xué)需氧量(COD)、色度去除效果不佳；化學(xué)沉淀法僅是污染物相態(tài)的轉(zhuǎn)移，還需額外的后處理；膜分離法造價(jià)高、膜易產(chǎn)生污染；臭氧、次氯酸鹽和Fenton氧化法運(yùn)行成本高；超聲波氧化、光催化氧化反應(yīng)速度慢、處理能力有限[11]。電化學(xué)氧化法因其在電解下產(chǎn)生的強(qiáng)氧化劑，如羥基自由基(·OH)，對(duì)染料具有很好的脫色和礦化效果而受到國內(nèi)外學(xué)者的青睞，唯一缺點(diǎn)是耗電量大、工藝成本高[12]。近年來，有通過使用電催化劑等手段來提高電化學(xué)氧化法的電流效率、降低能耗，國內(nèi)已有稀土元素、Fenton試劑電催化降解染料廢水的報(bào)道[13-14]，但采用電-多相催化降解染料廢水的研究較少。鑒于此，本文作者將化學(xué)修飾電極、多相催化和電催化3種技術(shù)結(jié)合，在電極基體表面固定具有優(yōu)良催化性能的物質(zhì)，裝填活性炭于傳統(tǒng)二維電解槽的電極間形成三維電極；加入H2O2和不同載體的Al2O3負(fù)載型電催化劑，構(gòu)建新型電-多相催化體系，以陽離子紅GTL為模擬廢水進(jìn)行處理，以期為電化學(xué)方法處理染料廢水尋找新方法、新途徑。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 電極修飾

采用涂層熱解法對(duì)電極進(jìn)行修飾[15]。將粉末狀TiO2按摩爾質(zhì)量M(TiO2):M(無水乙醇)=1:4溶解，分別在預(yù)處理后的石墨電極(直徑×長度為1.5 cm×16 cm)、鈦電極(長×寬×厚為11.5 cm×2.4 cm×0.2 cm)和鐵電極(長×寬×厚為11 cm×1.8 cm×0.05 cm)表面均勻涂刷TiO2/乙醇溶液，在100 ℃烘干，反復(fù)5次，在550 ℃熱處理10 min。待冷卻后，分別制得Ti/TiO2，C/TiO2，F(xiàn)e/TiO2修飾電極。

1.2 催化劑的制備

將Al2O3顆粒加入到0.05 mol/L的偏釩酸銨中等量浸漬，過濾后，100 ℃烘3 h，500 ℃焙燒4 h，冷卻2 h后取出，制得V2O5-Al2O3催化劑。以同樣的方法制備CuO-Al2O3，F(xiàn)e2O3-Al2O3，ZnO-Al2O3，NiO-Al2O3和CoO-Al2O3催化劑[16]。

1.3 電-多相催化去除陽離子紅

電催化處理前將活性炭顆粒浸泡于陽離子紅GTL溶液中至吸附飽和，以消除吸附作用對(duì)去除效果的影響。將電極固定于電化學(xué)反應(yīng)器的電解槽中(圖1)，反應(yīng)器由直流電源、電解槽、主電極板和床體填料4部分組成，兩極板間距約7.0 cm，床體填料為活性炭顆粒和負(fù)載型Al2O3催化劑。取500 mL陽離子紅GTL溶液(質(zhì)量濃度為50 mg/L)置于電解槽中，分別用HCl/NaOH調(diào)節(jié)pH，改變主電極、催化劑及其用量、H2O2投加量，開啟曝氣泵源和直流電源，進(jìn)行電催化實(shí)驗(yàn)。每隔5 min取定量的水樣，于波長530 nm下測定陽離子紅去除率。其CODcr采用重鉻酸鹽法(GB11914—89)測定。

圖1 電化學(xué)反應(yīng)器裝置圖Fig.1 Schematic diagram of experimental apparatus

1.4 分析方法

采用Leo1530場發(fā)射掃描電子顯微鏡(SEM，德國里奧電鏡有限公司生產(chǎn))觀察電極和修飾電極的表面形貌。陽離子紅降解過程的中間產(chǎn)物采用Carry50紫外-可見分光光度計(jì)(東南化學(xué)儀器有限公司生產(chǎn))掃描分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同電極組合對(duì)陽離子紅去除率的影響

在3.3 g/L H2O2，0.2 g/L V2O5-Al2O3催化劑、20 V槽電壓下，反應(yīng)40 min，考察不同電極組合對(duì)陽離子紅GTL去除率的影響，結(jié)果如圖2所示。由圖2可知：修飾電極組合的處理效果明顯優(yōu)于未修飾電極的處理效果。這是因?yàn)橄蚴?、鈦和鐵電極基體表面涂敷了具有良好穩(wěn)定性和催化活性的TiO2涂層所致[17]。其中，F(xiàn)e/TiO2(+)-C/TiO2(-)電極組合處理效果最佳，但是該電極電解過程中產(chǎn)生了大量沉淀，應(yīng)是鐵陽極發(fā)生溶出現(xiàn)象而引入的新雜質(zhì)Fe(OH)3所致[18]，因此不宜采用。Ti/TiO2(+)-Ti(-)電極組合在處理初期效果次之，20 min后去除率與Fe/TiO2(+)-C/TiO2(-)電極相當(dāng)，電解過程無沉淀產(chǎn)生。C/TiO2(+)-C/TiO2(-)電極組合在處理初期效果僅次于上述2種電極，25 min后處理效果與前2種電極組合相當(dāng)。為了探究修飾電極催化效果優(yōu)于非修飾電極的原因，對(duì)C，C/TiO2，Ti和Ti/TiO2進(jìn)行SEM表征，結(jié)果如圖3所示。從圖3可見：修飾電極中TiO2顆粒均勻地涂敷在C，Ti電極的表層，粒徑約在100 nm左右，這些納米顆粒的引入大大地增加了C，Ti電極的活性比表面積，有利于催化反應(yīng)的進(jìn)行。進(jìn)一步比較發(fā)現(xiàn)：Ti電極表層涂敷的TiO2顆粒相對(duì)C電極的更均勻，因此，以下實(shí)驗(yàn)均采用Ti/TiO2(+)-Ti(-)的電極組合。

圖2 不同電極組合對(duì)GTL去除率的影響Fig.2 Effect of electrode on removal of GTL

2.2 催化劑及用量對(duì)陽離子紅去除率的影響

在3.3 g/L H2O2，20 V槽電壓下，以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，反應(yīng)40 min，考察了不同催化劑對(duì)陽離子紅去除率的影響，結(jié)果見圖4。由圖4可知：催化劑的催化活性從大到小順序?yàn)椋篤2O5，F(xiàn)e2O3，CoO，CuO，ZnO，NiO，整體而言，n型半導(dǎo)體催化性能優(yōu)于p型半導(dǎo)體，可能是由于n型半導(dǎo)體在吸附還原性有機(jī)物時(shí)易于p型半導(dǎo)體所致。V2O5是一種常用于氣相催化和光催化反應(yīng)的催化劑，關(guān)于其水相方面的研究較少，國內(nèi)僅有Niu等[19]將其用于催化乙二醛的報(bào)道。本研究首次將V2O5用于液相電催化降解染料廢水，結(jié)果發(fā)現(xiàn)V2O5-Al2O3催化去除陽離子紅的效果優(yōu)于其他負(fù)載型催化劑，這主要是因?yàn)閂2O5表面酸性高，氧化電位大，易于吸附堿性陽離子紅發(fā)生催化反應(yīng)[20]。改變V2O5-Al2O3用量，考察其對(duì)陽離子紅去除率的影響，結(jié)果如圖5所示。由圖5可知：隨著催化劑用量的增加，陽離子紅去除率明顯增加，投加量為0.8 g/L時(shí)，陽離子紅去除率達(dá)97.2%。隨后催化劑用量增加，去除率幾乎不變，過多的催化劑在催化過程可能產(chǎn)生2種影響作用：一是使自由基·OH產(chǎn)生速度過快，易發(fā)生復(fù)合反應(yīng)，降低氧化能力；二是催化劑自身相互重疊概率提高，與有機(jī)物質(zhì)結(jié)合的有效面積減少。故催化劑投加量選用0.8 g/L。

圖3 不同電極的SEM像Fig.3 SEM images of various electrodes

圖5 催化劑投加量對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.5 Effect of amount of catalyst on removal of GTL

2.3 槽電壓對(duì)陽離子紅去除率的影響

以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，在0.8 g/L V2O5-Al2O3催化劑、3.3 g/L H2O2條件下，改變槽電壓，反應(yīng)40 min，結(jié)果見圖6。可見：隨著槽電壓增加，陽離子紅去除率明顯增加，當(dāng)槽電壓為20 V時(shí)，陽離子紅去除率達(dá)92.7%，隨后電壓增加，去除率基本不變。當(dāng)電極面積不變時(shí)，槽電壓增大會(huì)使電極電位及電流密度增大，提高陽極氧化速率，加大溶液中帶電粒子的推動(dòng)力，使溶液中強(qiáng)氧化基團(tuán)·OH濃度升高，提高去除率[21]。但過高槽電壓會(huì)使陽極極化、析氧嚴(yán)重，產(chǎn)生大量焦耳熱，消耗部分電流，因此，槽電壓最優(yōu)值為20 V。

圖6 槽電壓對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.6 Effect of cell voltage on removal of GTL

2.4 pH對(duì)陽離子紅去除率的影響

以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，在0.8 g/L V2O5-Al2O3催化劑、3.3 g/L H2O2、槽電壓20 V條件下，考察了pH對(duì)陽離子紅去除率的影響，結(jié)果如圖7所示。由圖7可知：隨著pH的升高，陽離子紅去除率逐漸減小，說明酸性條件有利于三維電極電催化反應(yīng)的進(jìn)行，主要是酸性條件有利于陰極產(chǎn)生H2O2的電化學(xué)反應(yīng)，而當(dāng)pH＞7.0時(shí)，陽極易發(fā)生析氧反應(yīng)[22]?？紤]到酸性條件下，電極損耗程度大且TiO2涂層易脫落，引入新雜質(zhì)，故選擇溶液初始pH=7.0。

圖7 pH對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.7 Effect of pH on removal of GTL

2.5 H2O2投加量對(duì)陽離子紅降解的影響

以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，在0.8 g/L V2O5-Al2O3催化劑、3.3 g/L H2O2、槽電壓20 V，pH為7.0的條件下，改變H2O2投加量，反應(yīng)40 min，結(jié)果見圖8。由圖8可知：隨著H2O2投加量增加，去除率增加，當(dāng)H2O2投加量為1.98 g/L時(shí)，去除率達(dá)98%，隨后H2O2投加量增加，陽離子紅去除率變化不大。H2O2是一種很好的電子受體，是·OH的主要來源，其自身也可直接氧化有機(jī)物，H2O2的增加可提高電-多相催化的氧化能力，但過多H2O2會(huì)成為自由基清除劑[23]，故選投加量為1.98 g/L。

圖8 H2O2投加量對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.8 Effect of amount of H2O2 on removal of GTL

2.6 陽離子紅初始質(zhì)量濃度對(duì)其去除率的影響

以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，在0.8 g/L V2O5-Al2O3催化劑、1.98 g/L H2O2、槽電壓20 V， pH為7.0的條件下，反應(yīng)40 min，考察了陽離子紅初始質(zhì)量濃度對(duì)其去除率的影響。由圖9可知：在反應(yīng)初期，隨著陽離子紅初始濃度的增加，去除率降低；20 min后，初始濃度對(duì)陽離子紅去除率的影響趨緩。說明反應(yīng)前期，催化體系對(duì)陽離子紅的催化反應(yīng)速率較高，后期的速率較低，電-催化氧化脫色反應(yīng)主要發(fā)生在處理前期。

2.7 不同工藝對(duì)陽離子紅去除的影響

圖9 初始質(zhì)量濃度對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.9 Effect of initial concentration on removal of GTL

圖10 不同工藝對(duì)陽離子紅去除率的影響Fig.10 Effect of different processes on removal of GTL

取50 mg/L的陽離子紅溶液500 mL置于電解槽中，分別采用工藝Ⅰ：Ti/TiO2(+)-Ti(-)與活性炭填充構(gòu)成的復(fù)極性三維電極；工藝Ⅱ：0.8 g/L V2O5-Al2O3、1.98 g/L H2O2；工藝Ⅲ：Ti/TiO2(+)-Ti(-)與活性炭三維電極、0.8 g/L V2O5-Al2O3、1.98 g/L H2O2，在槽電壓20 V下，反應(yīng)40 min，結(jié)果如圖10所示。由圖10可知：電極修飾與活性炭填充構(gòu)成的三維電極(工藝Ⅰ)對(duì)陽離子紅的去除效果一般，反應(yīng)40 min去除率為89%，但該電極對(duì)有機(jī)物的去除效率仍高于傳統(tǒng)二維電極，主要是引入了相當(dāng)于第三電極的活性炭粒子電極，加大了工作電極的表面積、減少反應(yīng)物的遷移距離，提高了電流效率[24]。工藝Ⅱ中，陽離子紅去除率僅為6.9%，這是因?yàn)樵跊]有外電壓作用下，V2O5-Al2O3僅與 H2O2發(fā)生類Fenton 的反應(yīng)，因此對(duì)陽離子紅去除效果不佳。新型電-多相催化法 (工藝Ⅲ)對(duì)陽離子紅去除效果最好，反應(yīng)40 min陽離子紅去除率達(dá)98.0%，優(yōu)于工藝Ⅱ和工藝Ⅰ的理論耦合線(圖10)，說明H2O2-V2O5-Al2O3非均相催化體系與Ti/TiO2(+)-Ti(-)-活性炭三維電極的結(jié)合產(chǎn)生了良好的協(xié)同效應(yīng)。其原因可能有2方面：一方面V2O5-Al2O3充當(dāng)了三維電極的粒子電極和電-多相氧化的催化劑，提高了電流效率和有機(jī)物氧化的速度[25]；另一方面，活性炭為V2O5-Al2O3催化劑提供了活性表面，促進(jìn)了有機(jī)物分子的催化氧化[26]。新型電-多相催體系的初始氧化速率遠(yuǎn)高于傳統(tǒng)三維電極，5 min時(shí)陽離子紅去除率可達(dá)近70%，20 min時(shí)達(dá)95%。因此在實(shí)際運(yùn)用中，該工藝可在較短時(shí)間內(nèi)去除陽離子紅，提高電流效率，降低能耗、節(jié)約成本。

2.8 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)分析

以Ti/TiO2為陽極、Ti為陰極，在0.8 g/L V2O5-Al2O3，1.98 g/L H2O2，槽電壓20 V及pH為7.0的條件下，采用新型電-多相催化法降解初始濃度為50 mg/L的陽離子紅溶液，探討CODCr的變化規(guī)律以及該反應(yīng)的動(dòng)力學(xué)特征，結(jié)果如圖11所示。由圖11可知：初始CODCr質(zhì)量濃度為63 mg/L時(shí)，反應(yīng)40 min后，陽離子紅降解率為98.0%，CODCr的去除率為89.7%。陽離子紅和COD降解的動(dòng)力學(xué)規(guī)律如圖12所示。由圖12可知：二者的初始質(zhì)量濃度ρ0與剩余質(zhì)量濃度ρ之比ln(ρ0/ρ)與反應(yīng)時(shí)間t均呈現(xiàn)良好的線性關(guān)系，表明在新型電-多相催化處理過程中，陽離子紅和COD的去除反應(yīng)在表觀上均遵循一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，二者的表觀速率常數(shù)分別為0.111 5和0.059 4 min-1。

2.9 電-多相催化降解陽離子紅原理

圖11 催化反應(yīng)過程中CODCr的變化Fig.11 Time course of CODCr

圖12 ln(ρ0/ρ)與時(shí)間t的關(guān)系Fig.12 Curves of ln(ρ0/ρ)vs time t

圖13 電催化的紫外光譜分析圖Fig.13 UV-Vis adsorption spectra during electrolysis process

陽離子紅降解過程中的紫外-可見光譜圖如圖13所示。由圖13可知：未處理的陽離子紅具有2個(gè)特征吸收峰(280和530 nm)。對(duì)于偶氮染料而言，一般認(rèn)為紫外光區(qū)的吸收峰是由苯環(huán)共軛體系的π-π*躍遷引起的，而可見光區(qū)的吸收峰是由偶氮結(jié)構(gòu)的n-π*躍遷引起的[13]，因此280 nm處的強(qiáng)吸收對(duì)應(yīng)為苯環(huán)結(jié)構(gòu)，530 nm處對(duì)應(yīng)的是偶氮結(jié)構(gòu)。從圖13可知，隨著降解時(shí)間的增加，陽離子紅在280和530 nm處的最大吸收波峰不斷降低。530 nm處的吸收峰在處理20 min后，趨于平坦，說明陽離子紅的偶氮鍵基本斷裂，進(jìn)而破壞了整個(gè)染料分子的共軛發(fā)色體系，與前述的脫色反應(yīng)主要發(fā)生在前期的推論相符合；280 nm處的吸收峰在處理40 min后，也基本趨于平坦，說明苯環(huán)結(jié)構(gòu)消失，溶液中絕大部分陽離子紅被降解[27]。

電催化氧化降解有機(jī)物過程復(fù)雜，其機(jī)理研究尚在探索中，有研究者認(rèn)為主要是電解H2O產(chǎn)生的具有強(qiáng)氧化能力的羥基自由基(·OH)使許多難降解的有機(jī)物分解為CO2或其他簡單化合物[14]。本研究中陽離子紅是通過以下3種電催化氧化途徑的協(xié)同作用降解：

(1)直接氧化，即陽離子紅首先傳質(zhì)吸附在粒子電極和主電極表面,在上述電極催化作用下失去電子直接被氧化降解。

(2)間接氧化，由電解水生成·OH等氧化中間體間接氧化降解[26]，在酸性條件下，間接氧化的反應(yīng)式如下：

(3)催化劑表面的多相催化,主要是通過活性組分V吸附有機(jī)物(Rad)后的價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)換而實(shí)現(xiàn)，反應(yīng)式如下[28]：

3 結(jié)論

(1)H2O2-V2O5-Al2O3非均相催化體系與Ti/TiO2(+)-Ti(-)-活性炭三維電極結(jié)合處理陽離子紅具有良好的協(xié)同效應(yīng)，二者構(gòu)成的新型電-多相催化體系相對(duì)傳統(tǒng)三維電極而言，染料的氧化初始速率高，電流效率高，能耗低，是一種具有應(yīng)用前景的方法。

(2)新型電-多相催化體系處理陽離子紅的較優(yōu)工藝條件是：pH=7.0，Ti/TiO2(+)-Ti(-)電極組合，0.8 g/L V2O5-Al2O3催化劑，槽電壓20 V，1.98 g/L H2O2，電極距離7.0 cm，在此條件下，50 mg/L陽離子紅降解40 min，其去除率達(dá)98.0%，CODCr去除率達(dá)89.7%。

(3)該體系下，陽離子紅和COD的去除反應(yīng)在表觀上均遵循一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律。二者的表觀速率常數(shù)分別為0.111 5和0.059 4 min-1，COD的去除速率低于陽離子紅的去除速率。

(4)在電催化氧化過程中，偶氮鍵的斷裂即陽離子紅的脫色主要發(fā)生在反應(yīng)初期，該反應(yīng)在間接氧化、直接氧化和活性組分V多相催化氧化的協(xié)同作用下進(jìn)行。

[1]任松潔, 叢緯, 張國亮, 等.印染工業(yè)廢水處理與回用技術(shù)的研究[J].水處理技術(shù), 2009, 35(8): 14-18.REN Song-jie, CONG Wei, ZHANG Guo-liang, et al.Research and analysis on technology of dyeing wastewater treatment and reutilization[J].Technology of Water Treatment, 2009, 35(8):14-18.

[2]Zhu C M, Wang L Y, Kong L R, et a1.Photocatalytic degradation of AZO dyes by supported TiO2+UV in aqueous solution[J].Chemosphere, 2000, 41(3): 303-309.

[3]Wang X, Gu X, Lin D.Treatment of acid rose dye containing wastewater by ozonizing biological aerated filter[J].Dyes and Pigments, 2006, 67: 1-5.

[4]Goloba V, Vinderb A, Simonic M.Efficiency of the coagulation/flocculation method for the treatment of dyebath effluents[J].Dyes and Pigments, 2005, 67: 93-97.

[5]Koyuncu I.Reactive dye removal in dye/salt mixtures by nanofiltration membranes containing vinyl sulphone dyes effects of feed concentration and cross flow velocity[J].Desalination,2002, 143(3): 243-253.

[6]Grimau V, Gutierrez M.Decolourisation of simulated reactive dyebath effluents by electrochemical oxidation assisted by UV light[J].Chemosphere, 2006, 62: 106-112.

[7]Idil A A, Betul H G, Jens E S.Advanced oxidation of acid and reactive dyes: Effect of Fenton treatment on aerobic, anoxic and anaerobic processes[J].Dyes and Pigments, 2008, 78: 117-130.

[8]Szpyrkowicz L, Juzzolino C, Kaul S.A comparative study on oxidation of disperse dyes by electrochemical process，ozone,hypochlorite and Fenton reagent[J].Water Research, 2001, 35(9):2129-2136.

[9]Mahmoodi N, Arami M.Decolorization and aromatic ring degradation kinetics of Directed 80 by UV oxidation in the presence of hydrogen peroxide utilizing TiO2as a photocatalyst[J].Journal of Chemical Engineering, 2005, 11(12):191-196.

[10]Vajnhandl S, Marechal A M L.Case study of the sonochemical decolouration of textile azo dye Reactive Black 5[J].Journal of Hazardous Materials, 2007, 141(1): 329-335.

[11]Malik P K, Saha S K.Oxidation of direct dyes with hydrogen peroxide using ferrous ion catalyst[J].Separation and Purification Technology, 2003, 3l(3): 241-250.

[12]矯彩山, 孫艷, 門雪燕, 等.電催化氧化技術(shù)處理難生化有機(jī)廢水的研究現(xiàn)狀及進(jìn)展[J].環(huán)境科學(xué)與管理, 2007, 32(1):107-110.JIAO Cai-shan, SUN Yan, MEN Xue-yan, et al.Research status and progress of electro-catalytic oxidation technology in refractory organic wastewater treatment[J].Environmental Science and Management, 2007, 32(1): 107-110.

[13]劉泳, 鄒文慧, 廖洋, 等.Ce3+電催化降解甲基橙模擬廢水的研究[J].中國稀土學(xué)報(bào), 2011, 29(1): 105-111.LIU Yong, ZOU Wen-hui, LIAO Yang, et al.Treatment on methyl orange-containing simulation wastewater by Ce3+ion homogenous electro-catalytic degradation process[J].Journal of the Chinese Rare Earth Society, 2011, 29(1): 105-111.

[14]王娟, 申婷婷, 李小明, 等.Fe(Ⅱ)EDTA/H2O2電催化降解甲基橙模擬廢水的研究[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2010, 4(4): 833-838.WANG Juan, SHEN Ting-ting, LI Xiao-ming, et al.Electro-catalytic degradation of simulated methyl orange wastewater by Fe(Ⅱ)EDTA/H2O2[J].Chinese Journal of Environmental Engineering, 2010, 4(4): 833-838.

[15]侯儉秋, 崔陽.鈦基修飾錫銻鉛氧化物電極制備及性能研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2008, 31(8): 117-124.HOU Jian-qiu, CUI Yang.Preparation and properties of titanium based Sn-Sb-Pb oxides coating electrode[J].Environmental Science and Technology, 2008, 31(8): 117-124.

[16]張亞平, 韋朝海, 吳超飛.光Fenton反應(yīng)的Ce-Fe/AlO3催化劑制備及性能表征[J].中國環(huán)境科學(xué), 2006, 26(3): 320-323.ZHANG Ya-ping, WEI Chao-hai, WU Chao-fei.Preparation and characterization of CeO2doped with Fe/Al2O3catalyst in photo-Fenton reaction[J].China Environmental Science, 2006,26(3): 320-323.

[17]彭賢玉.電催化氧化處理染料廢水的機(jī)理及研究進(jìn)展[J].湖南理工學(xué)院學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2008, 21(1): 54-56.PENG Xian-yu.Mechanism and development of electrocatalysis of oxygen in reduction of dyeing wastewater[J].Journal of Hunan Institute of Science and Technology: Natural Sciences,2008, 21(1): 54-56.

[18]岳琳, 王啟山, 石巖, 等.電-多相催化反應(yīng)體系對(duì)垃圾滲濾液的降解[J].中國環(huán)境科學(xué), 2008, 28(2): 131-135.YUE Lin, WANG Qi-shan, SHI Yan, et al.Degradation of landfill leachate by electro-heterogeneous catalysis[J].China Environmental Science, 2008, 28(2): 131-135.

[19]Niu Y L, Li R F.V2O5/C catalyst for liquid phase oxidation of glyoxal to glyoxylic acid[J].Science in China Series B:Chemistry, 2009, 52(7): 1057-1062.

[20]毛麗秋, 張同來, 馮長根.V2O5-Ag2O/η-Al2O3催化劑上甲苯氧化制苯甲醛的研究[J].分子催化, 2003, 17(2): 146-150.MAO Li-qiu, ZHANG Tong-lai, FENG Chang-gen.Research on V2O5-Ag2O/η-Al2O3catalysts for oxidation of toluene to benzaldehyde[J].Journal of Molecular Catalysis, 2003, 17(2):146-150.

[21]劉偉麗, 張愛麗, 周集體, 等.電-多相催化反應(yīng)器處理苯胺廢水的研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2006, 29(8): 93-95.LIU Wei-li, ZHANG Ai-li, ZHOU Ji-ti, et al.Degradation of aniline easte water by rlectro-heterogeneous catalytic reactor[J].Environmental Science and Technology, 2006, 29(8): 93-95.

[22]崔艷萍, 楊昌柱.復(fù)極性三維電極處理含酚廢水的研究[J].能源環(huán)境保護(hù), 2004, 18(2): 23-26.CUI Yan-ping, YANG Chang-zhu.Study on degradation of phenol waster water by bipolar tree-dimensional electrode[J].Energy Environmental Protection, 2004, 18(2): 23-26.

[23]張亞平, 韋朝海.光助Fenton氧化降解染料陽離子紅GTL[J].中南大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2008, 39(4): 688-693.ZHANG Ya-ping, WEI Chao-hai.Oxidation degradation of cationic red GTL by photo-Fenton[J].Journal of Central South University: Science and Technology 2008, 39(4): 688-693.

[24]熊林, 李明玉, 尹華.三維電極流化床對(duì)印染廢水降解脫色處理[J].給水排水, 2005, 31(1): 59-62.XIONG Lin, LI Ming-yu, YIN Hua.Degradation and decolorization for treating dyeing wastewater using Three-Dimensional fluidized bed electrode[J].Water and Wastewater Engineering, 2005, 31(1): 59-62.

[25]張芳, 李光明, 盛怡, 等.三維電解法處理苯酚廢水的粒子電極研究[J].環(huán)境科學(xué), 2007, 28(8): 1715-1719.ZHANG Fang, LI Guang-ming, SHENG Yi, et al.Preparation of particle-electrodes for treating phenol wastewater using Three-Dimensional electrolysis[J].Environmental Science, 2007,28(8): 1715-1719.

[26]Lin S H, Lai C L.Catalytic oxidation of dye wastewater by metal oxide catalyst and granular activated carbon[J].Environment International, 1999, 25(4): 497-504.

[27]Zhao W R, Shi H X, Wang D H.Ozonation of cationic red X-GRL in aqueous solution degradation and mechanism[J].Chemosphere, 2004, 57(9): 1189-1199.

[28]張步江, 閆征, 劉瀏, 等.V2O5基催化劑的應(yīng)用及催化機(jī)理[J].山西化工, 2008, 28(5): 33-36.ZHANG Bu-jiang, YAN Zheng, LIU Liu, et al.Applications and catalytic mechanisms of vanadium pentoxide catalysts[J].Shanxi Chemical Industry, 2008, 28(5): 33-36.