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外文翻译 题目1：Electro-peroxone法处理二号橙染料废水题目2：白耙齿菌生物转盘反应器对印染废水的生物降解和解毒能力外文翻译之一Electro-peroxone treatment of Orange II dye wastewater作者：Belal Bakheet，Shi Yuan，Zhaoxin Li，Huijiao Wang，Jiane Zuo，Sridhar Komarneni，Yujue Wang国籍：USA，China出处：water researchElectro-peroxone 法处理二号橙印染废水作者：Belal Bakheet，Shi Yuan，Zhaoxin Li，Huijiao Wang，Jiane Zuo，Sridhar Komarneni，Yujue Wang国籍：中国、美国出处：Water Research摘要：本文对Electro-peroxone法降解合成偶氮染料二号橙进行了研究。在Electro-peroxone法处理污水的过程中，混有氧气（O2）与臭氧（O3）的污水被连续泵入电解反应器，此电解反应器内配备能将泵入的氧气（O2）转化为双氧水（H2O2）的碳-聚四氟乙烯阴极。产生的双氧水（H2O2）与泵入的臭氧（O3）反应产生羟基（OH），羟基能有效氧化分解臭氧难以分解的有机污染物。因此，通过将常规的臭氧氧化与电解过程简单结合，并使用一个阴极，就可以将氧气（O2）有效地转化为双氧水（H2O2）。Electro-peroxone方法降解二号橙比各自单独使用两个处理过程更加有效。使用Electro-peroxone法仅用4分钟就能完成污水脱色，45分钟使污水中95.7%的总有机碳矿化。相比之下,通过90分钟的单独臭氧氧化和电解处理分别只能得到15.3%和55.6%总有机碳矿化。除了效率高，Electro-peroxone法适用于pH310范围内的污水，且不会产生任何二次污染。因此，Electro-peroxone法提供了一种有效且环保的污水处理替代方案。关键词：合成染料；脱色；矿化；臭氧(O3)；过氧化氢(H2O2)1 引言合成染料在纺织、印刷、制革和造纸等许多行业广泛应用(Martinez Huitle and Brillas，2009；Nidheeh和Gandhimathi，2012)。然而，一些排放出的工业废水中染料，可能会对受纳水体产生严重的视觉和环境污染。大多数合成染料难以在自然水体中分解（如通过阳光或微生物降解），而且即使浓度非常低的染料污水也会使自然水体着色(Martinez Huitle和Brillas，2009)。除视觉污染外，颜色会使水的透光度下降，从而影响水生生物的自然生长活性(Nidheesh和Gandhimathi，2012)。此外，一些染料以及染料分解过程中产生的物质有毒性和致癌性，这对水生生物和人类构成相当大的威胁(Brown和Devito，1993；Hammami等，2008；Silva等，2009)。因此，含有合成染料的废水应该充分处理后才能排放到自然环境中。脱色和污染物降解是染料废水处理中的两个主要任务(Martinez Huitle和Brillas，2009)。由于臭氧具有强大的脱色能力，因此臭氧被广泛使用于印染废水处理中。臭氧选择性的破坏共轭双键（例如N=N，C=N，和C=C），而这些双键通常是染料分子的发色团，因此可以使染料废水迅速脱色(Wu等，2008；Tehrani Bagha等2010)。然而臭氧难以有效地将矿化的合成染料分解成二氧化碳（CO2）和水（H2O）。因此，臭氧氧化后的废水可能依然含有大量的分解中间产物，其中一些（如偶氮染料降解的产生的芳香胺）可能比原染料毒性更高(Silva等，2009；Tehrani Bagha等，2010；Hsing等，2007；Liakou等，1997a，1997b)。为了减小染料降解中间产物的威胁，我们因此希望在合成印染废水处理中污染物矿化度较高(Marinez Huitle和Brillas，2009；Nidheesh和Gandhimathi，2012)。为了在印染废水处理中提高污染物矿化效率，臭氧通常结合另外一些技术使用，如H2O2、UV和TiO2(Hsing等，2007；Shu等，2006；Lopez等，2004)。尤其是臭氧与双氧水的配合使用（即所谓的preoxone过程）在有机物矿化中具有显著的协同效应。这种协同效应主要是因为臭氧和双氧水反应形成羟基（反应1）(Staehelin和Hoigne，1982)。羟基是一种强氧化剂，可以在扩散控制范围内，快速氧化绝大多数的与有机溶剂(Von Gunten，2003)。在臭氧氧化过程中增加双氧水通常可以大幅增加污染物的矿化效率(Pocostale等。2010)。此外，双氧水和臭氧不会产生二次污染，因为反应产物仅有水和氧气(Martinez Huitle和Brillas，2009；Xue，2011)。Peroxone 方法因此被认为是环保的废水高级氧化(AO)处理技术(Pocostales等，2010；Rice，1997)。H2O2+O3OH+O2-+O2 (1)然而，传统的peroxone 过程要求额外加入双氧水，但双氧水由于其极高反应性，运输、储存和使用不安全，因此在peroxone系统中希望双氧水能在可控速率范围内产生。为此，我们设计了一套Electro-peroxone流程，这一流程可以使peroxone反应产生在双氧水的速度加快(Yuan等，2003)。在Electro-peroxone工艺流程中，臭氧是以氧气为原料，使用类似于传统臭氧和peroxone流程中的臭氧发生器产生的。混有氧气（O2）与臭氧(O3)的污水被泵入电解反应器，此电解反应器内配备能将泵入的氧气（O2）在酸性溶液和OH2基中转化为双氧水（H2O2）（反应2）的碳-聚四氟乙烯阴极(Wang等，2012；Brillas等，1995)。原先产生的H2O2和OH2再与泵入的O2反应生成能氧化有机污染物的羟基（OH）（反应3）。因此，利用原本在传统臭氧氧化或peroxone过程中被浪费的氧气在电化学反应中产生双氧水，无需额外增加双氧水来降解E-peroxone过程中的污染物。O2+2H+2e-H2O2 (2)O2+ H2O+2e-OH2-+OH- (3)E-peroxone过程是传统臭氧氧化和电解过程的简单组合，但污染物矿化效果比两个过程单独处理好得多(Yuan等，2013)。在初步研究中，我们比较了臭氧氧化、电解、E-peroxone三种方法对亚甲基蓝的矿化作用，发现使用E-peroxone法能使废水中的总有机碳（TOC）降解率达93%以上，而臭氧分解法和电解法分别仅有22%和15%的降解率(Yuan等，2013)。这一结果表明E-peroxone法处理那些臭氧难以降解的有机物非常有效，同时也为我们处理染料废水提供了一种行之有效的方法。进一步研究E-peroxone法处理合成染料废水，是本次工作的主要目的。被广泛使用的合成偶氮染料二号橙(C.I Acid Orange 7)是本次研究实验的样本。通过使用对二苯酸（TA）捕捉技术，对E-peroxone过程中产生的羟基进行评估。对二苯酸捕捉技术通常被用于不同AO过程中羟基量的确定(Hua和Hoffmann，1997；Milan Segovia等，2007)。我们对使用E-peroxone法脱色和矿化二号橙进行了研究，将效果与传统臭氧氧化和电解法进行了对比，并系统分析了E-peroxone法中影响实验的主要参数（例如当前的臭氧浓度、电解质、溶液PH值）。2 实验2.1 化学药品及试剂我们从中国国家化学试剂有限公司采购了分析用的二号橙和草酸氧化钛（IV）酸钾二合物试剂，从Sigmae-Aldrich公司购买了H2O2（3 wt%）和羟基对二苯甲酸（以下简称HTA，97%），从Alfa Aesar公司购买了对笨二甲酸（以下简称TA，99%）。其他化学试剂（如Na2SO4, NaOH, 和 H2SO4）从北京化学工程有限公司购买。所有溶液使用去离子水配比。2.2 二号橙溶液的臭氧氧化、电解和E-peroxone法处理在分隔的丙烯酸反应容器中，我们分别采用臭氧氧化、电解、E-peroxone三种方法分别处理400ml二号橙溶液（初始浓度200mg/L）。臭氧氧化法所使用的臭氧由臭氧发生器通过纯度为99.9%氧气制取，所使用的臭氧发生器是通林技术股份有限公司制造的。臭氧发生器所产生的气体（氧气与臭氧混合）中臭氧的浓度是可以通过调节臭氧发生器的功率来控制的。臭氧发生器所产生的气体通过一个小的气泡扩散器以0.4L/min的恒定流量注入反应容器底部。电解和E-peroxone法都是由直流电源提供恒定电流，直流电源是上海leici有限公司制造，型号为DJ-292。阳极是一个1cm2的铂板，阴极是一个10cm2（2cmx5cm）的碳-聚四氟乙烯电极。碳-聚四氟乙烯是由Vulcan XC-72碳粉（美国Cabot公司）、分散性聚四氟乙烯、无水酒精等按照按照所述步骤制成。电解质基质是0.05M的Na2SO4溶液。电解法是在直流电源开启，臭氧发生器关闭的状态下进行的(Wang等，2012)。E-peroxone法是在直流电源和臭氧发生器同时开启的状态下进行的。与臭氧氧化法相同，从臭氧发生器输出的臭氧与氧气混合的气体以0.4L/min输入反应容器。三种方法都进行了90分钟的实验。2.3 分析方法在E-peroxone处理过程中，反应容器输入和输出端的臭氧浓度通过臭氧分析仪（UV-300，北京Sumsun EP 高科技股份有限公司）监测。溶液中双氧水（H2O2）浓度通过草酸氧化钛（IV）酸钾二合物试剂检测。羟基（OH）浓度通过对苯二酸（TA）捕捉技术分析获得。简单来说，苯二酸（TA）在E-peroxone法开始之前就被加入反应容器的电解质中。E-peroxone系统取决于当时电解质溶液形成的OH。E-peroxone过程中部分羟基(OH)被非荧光TA捕获形成高荧光度HTA。HTA浓度测定使用荧光分光光度计(Hitachi，F-7000)，此数据用以表示反应过程中累积的羟基(OH)的量(Xue等，2011；Hua和Hoffman，1997；Milan Segovia等，2007)。二号橙处理过程中，在不同时间从反应器中取等分试验。总有机碳(TOC)的测定使用TOC-VCPH(日本岛津公司)分析并由此数据评估处理过程中二号橙的矿化度。使用紫外可见分光光度计(Hach DR 5000)在484nm波长下测定样品，评估脱色效率。二号橙紫外可见光谱的变化使用UC-2401PC Vis Recording分光光度计检测(日本岛津公司)。臭氧和E-peroxone作用后废水的急性毒性的测定使用发光细菌生物鉴定(Hammami等，2008)，曝光15分钟后，使用LUMIStox系统测定发光费氏弧菌减少量(Dr Lange GmbH，Germany)。毒性以被抑制发光体的百分率表示。3 结果与讨论3.1 E-peroxone过程中H2O2和OH的产生图1显示出当将纯氧喷入电解反应器时，H2O2的浓度随反应时间呈线性增长，而与此相反的是溶液中几乎没有HTA存在。这个结果表明由于纯氧喷入H2O2在carbon-PTFE阴极不断产生，但是当没有O3加入的时候原位产生的H2O2没有被进一步的转化为OH(OH会被TA捕获形成HTA)。与此相反的是，但臭氧发生器运作时，O2和O3混合器加入至反应器时没有H2O2积累(图1)。在气体出口的O3浓度(47mg/L)低于气体入口的浓度(74mg/L)（见图2的补充数据），表明大量的O3在系统中被消耗。另一方面，HTA的浓度在反应开始的30分钟内大量的增加。这些趋势表明加入的O3和产生的H2O2的在E-peroxon过程中被不断的消耗用来产生OH，OH则被TA捕获生成HTA。HTA的浓度在反应的后三十分钟内缓慢减少，我们认为这是因为HTA被OH和O3进一步反应(Hua和Hoffmann，1997；Thiruvenkatahcari等，2007)。以上结果显示出在E-peroxone过程中O3和H2O2反应生成大量的OH。我们据此推测E-peroxone可以有效的降解二号橙，并将在下文进行说明。图1加入O2的电解过程和E-peroxone过程产生的H2O2和OH（电流 400mA；入口臭氧浓度74mg/L；气体流量0.4L/min）。3.2 电解、臭氧氧化和E-peroxone处理二号橙的比较电解、臭氧氧化和E-peroxone对二号橙的色度去除效果，使用分光光度计在484nm波长（最大吸收波长）测定溶液的吸光度进行确定(图2(a)。电解法在90分钟的时候去除大约60%的色度(图上只显示30分钟反应过程)。与此相反，臭氧氧化和E-peroxone过程分别在反应开始后2分钟和4分钟去除了几乎100%的色度。这些结果与通常观察到的臭氧基氧化过程对偶氮染料的高效脱色率一致，这是因为O3对色球层的选择氧化（如偶氮基团）并且反应发生迅速(Silva等，2009；Tehrani Bagha等，2010；Liakou等，1997b；Lopez等，2004)。另一方面，电解法图2电解、臭氧氧化和E-peroxone处理方法对二号橙废水色度和总有机碳(TOC)的去除(电流400mA；入口O3浓度118mg/L)。插入的曲线显示了E-peroxone过程中二号橙溶液的紫外光度随反应时间的变化。的脱色效率受到染料分子在阳极表面质量传递的影响，因为阳极表面发生H2O氧化分解生成OH(Brillas等，2005；Ozcan等，2009)。因此，电解法处理印染废水的色度需要很长的反应时间(Martinez Huitle和Brillas，2009；Hastie等，2006)。据图可以发现，E-peroxone处理方法对二号橙色的去除较慢于臭氧氧化。相似的，其它研究人员也曾报道过想臭氧氧化(如传统臭氧氧化过程)过程中加入H2O2会轻微降低对二号橙脱色速率(Lopez等，2004)。这种降低主要是因为部分O3在反应器中与H2O2反应生成OH。尽管OH较O3有更强的氧化能力，但是却不是对色度基团进行选择性氧化，而是非选择的氧化染料和降解中间产物(Tehrani Bagha等，2010；Lopez等。2004)。相对于脱色，染料的矿化作用需要很长的时间(图2(b)。反应90分钟后，电解法和臭氧氧化法只分别去除了溶液中15.3%和55.6%的TOC。然而在E-peroxone中将此两种方式联合对于TOC的去除有极大的提高，这种方式在45分钟后去除了超过95%的TOC。我们注意到有二号橙氧化过程中可能有部分不稳定的中间产物（如羧酸）生成并通过空气挥发。为了测量通过气体挥发的不稳定有机物，我们用400mL NaON溶液(0.01M)吸收从反应器中流出的气体，并随后分析了吸收液中的TOC浓度。结果显示E-peroxone处理方法中只有相对于初始二号橙废水TOC浓度大约3.3%的量随气流挥发(见图S3的补充数据)。这表明随气体散发的TOC的量是微不足道的，大部分二号橙废水中的污染物通过E-peroxone处理方法被去除。上述结果显示单独的电解法和臭氧氧化法对于去除二号橙及其降解中间产物的效果不是很好。但是当将两者结合形成的E-peroxone过程时，具有强烈的协同作用，这是由于加入的O3和电解产生的H2O2反应产生大量的OH(见图1)。进一步讲，产生在主体溶液中的OH较电解产生的OH可以更有效氧化污染物，电解产生的OH大部分吸附在阳极表面(Ozcan等，2009；Borras等，2011)。就如先前讨论的，电解对污染物的降解速率受到传递到阳极表面的污染的通量的限制，而随着污染物浓度的减少这种限制会变得越来越明显(Brillas等，2005)。因此，即使使用高效的电极如硼掺金刚石(BDD)作为阳极，电解法要完全去除污染物也需要很长的时间(Martine Huitle和Brillas，2009；Hastie等，2006；Chen和Chen，2006)。例如，使用BDD电解氧化(BDD电极面积1.26cm2，电流密度20mA/cm2)二号橙溶液(320mg/L，35ml)中的污染物去除率达到85%(测定COD)需要耗时约300分钟(Chen和Chen，2006)。至于臭氧氧化方法，虽然O3可以有效的去除二号橙中的偶氮基团和芳香族化合物，但是其很难除去其中的脂族羧酸（如草酸和羧酸），而这些污染物来自于开环反应(Liakou等，1997a；Lopez等，2004；Li等，2013)。因此其去除效率通常随臭氧氧化时间减少，并且会有相当大量的降解中间产物留在氧化后废水中(Silva等，2009；Hsing等，2007；Lopez等，2004)，这个趋势在当前的研究中经常被观察到。如图2(b)所示，臭氧氧化反应开始的15分钟TOC降解迅速，但是随着臭氧氧化的继续，这个速率慢慢的降低，并且90分钟反应后，臭氧氧化最终只去除了55%的TOC。众多研究人员的成果显示二号橙的降解中间产物仍然具有很强的毒性(Hammami等，2008；Silva等，2009；Wu等，2012)。与此相似的是，我们观察到90分钟时的臭氧氧化出水对费氏发光弧菌有很强的毒性(75%的细菌被抑制发光)。这强调了从环境安全角度出发，对合成染料废水进行矿化处理要比仅仅脱色处理更加重要(Martinez Huitle和Brillas，2009；Nidheesh和Gandhimathi，2012)。由于E-peroxone高效的矿化效果，其90分钟时的出水只对细菌表现出轻微的毒性。3.3 不同阴极材料对TOC的矿化效率的影响以上结果显示E-peroxone过程降解二号橙的效率比单独使用电解和臭氧氧化要高的多。我们将此改进归于在溶液的carbon-PTFE阴极O2转化成H2O2和协同形成OH的电化学反应。为了进一步评估电生成H2O2对TOC降解的作用，我们使用Ti和BDD阴极代替carbon-PTEF阴极进行重复试验（这三种阴极的工作区域均为10cm2）。这两种替代电极曾被其它研究者用于研究臭氧和电解联合氧化过程(Garcia Morales等，2013；Kishimoto等，2005，2011)。但是我们发现他们无法有效的利用O2产生H2O2。这主要是因为金属阴极(如铜，铅和不锈钢)可能会催化分解H2O2（反应4）(Sudoh等，1985)，而金刚石表面只有很低的氧还原活性(Yano等，1999,1998)。H2O2+2e-2OH- (4)如图3所示，使用BDD或Ti阴极的臭氧和电解联合作用对TOC的降解作用去除效果相近（90分钟去除率分别为80.0%和85.6%），均比单独使用电解或臭氧氧化要高。这结果表明臭氧氧化和电解氧化之间有某种协同作用，我们任务这种作用是在阴极消耗O3产生OH（反应5）(Kishimoto等，2005)。O3+H2O+e-OH+O2+OH- (5)图3使用BDD和Ti阴极的电解和臭氧联合E-peroxone过程的TOC去除效果（电流400mA；入口臭氧浓度118mg/L）。插入的曲线表示空白对照的电解加入纯氧后H2O2的产生量。然而，使用BDD和Ti阴极的臭氧和电解联合氧化过程对TOC的去除率远低于之前的E-peroxone处理过程(45分钟去除率95.7%，见图2(b)。这个对照结果表明，臭氧氧化和电解氧化的协同作用主要在于H2O2与O3作用产生OH。因为carbon-PTEF阴极比BDD和Ti阴极产生更多的H2O2，E-peroxone过程生成更多的OH用于后来的氧化反应，因此降解污染物更加的迅速。3.4 电流对TOC矿化效率的影响图4显示了随着电流从50增大到400mA，TOC的去除速率也变的越来越快。这结果是预想之内的，因为电流越大H2O2在carbon-PTEF阴极生成的越多(见图4插入曲线)，因此O3和H2O2反应产生更多的OH。然而当电流从400mA增大到500mA时，TOC的矿化速率不不再增加，即便此时有更多的H2O2产生。过程中消耗的O3量通过测量入口和出口的O3浓度确定(Corrtez，2010)，随着电流从0增加到400mA其消耗量也增加。这表明随着电流的增加O3在E-peroxone系统中消耗的更快。然而，当电流从400mA增大到500mA时，O3的消耗量不再增加。这个趋势表明当电流超过400mA后，O3的消耗可能受到其从气体到液体的质量传递的限制。与此相似的是，有研究人员(Kishimoto等，2005)报道了在电解-臭氧氧化过程中，当电流范围低于10A/m2时，阴极O3的减少（反应5）受到电流限制，但是当电流超过10A/m2时，限制因素则变成了O3的质量传递。实际上，由于O3在水中的低溶解性，O3从空气到液体的质量传递经常成为与O3有关过程的限制因素(Shu，2006；Lopez等，204；Kishimoto等，2005；Cortez等，2010)。在E-peroxone过程中，当水中与H2O2反应的O3不足时，多余部分的H2O2对污染物的去除效率就会降低，因为H2O2对于难氧化的污染物没有强的氧传递能力(Brillas等，2009)。所以当电流从400mA增大到500mA时有更多的H2O2产生，但是TOC的矿化效果不会增加。据此，我们推测增强E-peroxone中O3的质量传递可以提高污染的降解效率。图4E-peroxone过程中电流对TOC去除效率的影响（入口O3浓度118mg/L）。插入的曲线表示随电流变化H2O2的产生量（空白对照为加入纯氧电解）和O3在E-peroxone中的消耗量。3.5 O3浓度对TOC矿化效率的影响正如预期的，随着气体中O3浓度的增加，TOC的矿化效率有明显的增加(图5)。根据质量传递理论(Cussler，1997)，增加气体中O3的浓度可以增大O3从气相到液相的质量传递速率。而O3质量传递增强的结果是，更多的OH因为O3和H2O2反应和阴极O3的还原产生（反应5）(Koshimoto等，2005)。增加气体中O3的浓度可以增加E-peroxone降解TOC的效率。我们注意到向电解系统中鼓入纯氧在阴极产生H2O2只比单纯电解对TOC的去除效果高了一点点(90分钟去除率前者为26.4%后者为15.3%)(图5)。这个过程被称为电致H2O2阳极氧化(AO- H2O2)(Boye等，2003)，已经有部分学者将其用作2,4,5-三氯苯氧基乙酸(Boye等，2003)，4-氯-2-甲基苯氧基乙酸(Brillas等，2003)，水杨酸(Guninea等，2008)和奥美拉唑(Cavalcanti等，2013)废水的处理。这些相似试验均表明了，电发生H2O2对污染物的去除效果不理想，因为H2O2不是很强效的氧化剂。与此相比，试验结果证实了在鼓入气体前，将O2通过臭氧发生器(如E-peroxone方法)，污染物去除效率有很大的提高。图5E-peroxone方法气体中O3浓度对TOC矿化效率的影响(电流400mA)3.6 电解质对TOC矿化效率的影响上述结果表明在E-peroxone方法啊中，电生成H2O2与O3反应生成OH是至关重要的反应。许多研究者证明了电解质对电化学生成H2O2有非常重要的影响(Nidheesh和Gandhimathi，2012；Daneshvar等，2008；Ozcan等，2008)。因此，我们推测电解质也可能影响E-peroxone方法的效果。为了评估电解质的影响作用，E-peroxone方法处理二号橙废水分别在不同浓度Na2SO4和NaCl电解质溶液中进行。结果获得了令人满意的TOC矿化效率(90分钟去除率为8798%)(图6)。明显的可以看出，有机污染物在Na2SO4溶液中的去除效率要比在NaCl溶液中要高。这实际上是由于在Na2SO4溶液中通过鼓入的纯氧产生的H2O2的量要比在NaCl溶液多(见图6插入曲线；Ozcan等，2008)。这个结果也就导致了最终在Na2SO4溶液图6E-peroxone方法中电解质浓度对TOC矿化效率的影响(电流400mA；入口O3浓度118mg/L)中OH产生的量要比在NaCl溶液中多，使得Na2SO4介质系统有更高的TOC矿化效率。另外，我们注意到在测试范围内电解质溶液浓度的改变对H2O2的产生影响不明显(图6插入曲线)，与此相似的结果已经被其它研究者在恒电流条件下观察到过(Daneshvar等，2008)。因此，0.05M和0.1M Na2SO4浓度时，E-peroxone方法的TOC矿化率几乎一样。相比之下，NaCl浓度的增加对TOC矿化率有轻微的提高。这可能是因为NaCl浓度上升后在电池阳极有更多的Cl-被氧化形成Cl2和HClO，这两种物质均可氧化污染物(Brillas等，2009；Panizza和Cerisola，2009)。3.7 pH值对矿化效率的影响上述试验未对溶液pH进行控制，因此当E-peroxone开始后溶液pH值迅速从8.2(初始二号橙溶液pH)降至3左右。为了调查pH对TOC矿化效率的影响，我们用硫酸或氢氧化钠在E-peroxone法开始前将溶液pH分别调至3和10之间。因为E-peroxone过程会迅速降低溶液pH，因此在整个过程中我们不断向体系中加入少量氢氧化钠以调节pH。在pH为3和7时，E-peroxone方法对TOC的矿化效率相似（45分钟去除率分别为93%和97%），然而在pH为10时矿化效果(90分钟去除率为77%)不好(图7)。图7E-peroxone方法中初始pH对TOC矿化效率的影响（电流400mA；入口O3浓度118mg/L）我们知道增加溶液pH可以促进臭氧氧化方法的TOC去除效率，这是因为O3可以和OH-反应生成HO2-（反应6），而HO2-可以继续与O3反应生成OH（反应7）(von Gunten，2003)。然而，当E-peroxone系统中足量的H2O2/ HO2-是电化学产生时（反应2&3），O3和OH-反应（反应6）的副作用是会减少用于与HO2-反应（反应7）的O3量。此外，由于大量的O3在碱性条件下被分解，在E-peroxone系统中HO2-会变的过量，并可能做为游离基去除剂与有机污染物争夺OH（反应8）(De Witte等，2009；Acar和Ozbelge,2006)。这可能是导致E-peroxone系统对TOC的矿化效率在pH为10时比在pH为3和7时低的原因。为了核实这个推测，我们减小了pH等于10时的电流以降低在E-peroxone系统中电化学反应生成的HO2-量。结果显示当电流为200mA时E-peroxone法去除TOC的效果比电流为400mA时好。这证实了在电流为400mA，pH为10时，因为O3分解（反应6）和阳极氧还原（反应3），溶液中会有过量HO2-产生。并且过量的随与OH反应（反应8），因此导致E-peroxone方法去除效率降低。O3+OH-HO2-+O2 （6）HO2-+O3OH+O2-+O2 （7）HO2-+OHO2H+OH- （8）上述结果显示了溶液pH值会与其它因子如电流强度相互作用，对E-peroxone方法产生复杂的影响。总得来说，在一个相当广的pH(310)范围通过最优的过图8E-peroxone方法在pH为10时电流对TOC矿化效率的影响（入口O3浓度118mg/L）程（如调整电流）可以做到令人满意的去除效果(90分钟去除率8898%，见图7和图8)。广泛的pH范围也意味着在E-peroxone方法在大多数情况下不用进行pH的调节(相比之下，芬顿法则通常需要调节pH)。这是一个很重要的发现，因为实际的印染废水pH是不断变化的(Martine Huitle和Brillas，2009)。3.8 E-peroxone技术在合成染料废水处理中的可能性高级氧化技术（AOPs）被认为是一种有前途的合成染料废水处理技术，这种废水通常无法用传统的废水处理技术降解(如活性污泥法)(Martine Huitle和Brillas，2009)。而臭氧氧化法(Silva等，2009；Liakou等，1997b；Lepez等，2004)和电解法(Hastie等，2006；Chen和Chen，2006)已经被用于处理二号橙废水。结果显示在30180分钟内，这两种方法单独处理二号橙废水的效果不是很理想(Silva等，2009；Liakou等，1997b；Lopez等，2004；Hastie等，2006)，本实验也得到相似的结果(图2b)相比之下，我们的结果显示简单的将臭氧和电解处理联用并加上阴极以利用O2产生H2O2（O2在O2和O3混合气体中占主要体积(Kishimoto等，2005；Cortez等，2010)，但是另一方面会造成传统氧化过程的浪费），形成的E-peroxone方法可以极大的提高二号橙的降解效率（在3045分钟内，TOC的降解率达到9096%）。另外，E-peroxone法不需要添加其它化学药剂和催化剂(如芬顿法需要添加铁盐，光催化需要TiO2)，也不会产生需要进一步处理的二次污染物(如芬顿法需要处理铁泥)。E-peroxone是一种有效环保的处理印染废水的技术。4 结论这个试验的结果表明E-peroxone法是一个有效的、环境友好的印染废水处理技术。使用该方法废水的脱色和污染物的去除均可以迅速的达到。另外，通过简单的调整，就能使大多数传统的臭氧氧化和电解系统适应E-peroxone法。这意味着E-peroxone在提升臭氧氧化和电解法效率方面有巨大的潜力，而此两种方法在水和废水处理中有着广泛的应用。鸣谢感谢State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control (13Y01ESPCT)和the National Special Program of Water Pollution Control and Management (No.2012ZX07301-005 and No. 2012ZX07205-001)的资金支持参考文献1Acar, E., Ozbelge, T., 2006. Oxidation of Acid Red-151 aqueous solutions by the peroxone process and its kinetic evaluation.Ozone Science & Engineering 28 (3), 155-164.2Borras, N., Arias, C., Oliver, R., Brillas, E., 2011. Mineralization of desmetryne by electrochemical advanced oxidation processes using a boron-doped diamond anode and an oxygen-diffusion cathode. Chemosphere 85 (7), 1167-1175.3Brillas, E., Bastida, R.M., Llosa, E., Casado, J., 1995. Electrochemical destruction of aniline and 4-chloroaniline for wastewater treatment using a carbon-PTFE O2-fed cathode. Journal of the Electrochemical Society 142 (6), 1733-1741.4Brillas, E., Boye, B., Dieng, M.M., 2003. General and UV-assisted cathodic Fenton treatments for the mineralization of herbicide MCPA. Journal of the Electrochemical Society 150(11), E583-E589.5Brillas, E., Sires, I., Arias, C., Cabot, P.L., Centellas, F.,Rodriguez, R.M., Garrido, J.A., 2005. Mineralization of paracetamol in aqueous medium by anodic oxidation with a boron-doped diamond electrode. Chemosphere 58 (4),399-406.6Brillas, E., Sires, I., Oturan, M.A., 2009. Electro-Fenton process and related electrochemical technologies based on Fentons reaction chemistry. Chemical Reviews 109 (12), 6570e6631.7Boye, B., Dieng, M.M., Brillas, E., 2003. Anodic oxidation, electro-Fenton and photoelectro-Fenton treatments of 2,4,5-trichlorophenoxyacetic acid. Journal of Electroanalytical Chemistry 557, 135-146.8Brown, M.A., Devito, S.C., 1993. Predicting azo-dye toxicity.Critical Reviews in Environmental Science & Technology 23(3), 249-324.9Cavalcanti, E.B., Garcia-Segura, S., Centellas, F., Brillas, E., 2013.Electrochemical incineration of omeprazole in neutral aqueous medium using a platinum or boron-doped diamond anode: degradation kinetics and oxidation products. Water Research 47 (5), 1803-1815.10Chen, X.M., Chen, G.H., 2006. Anodic oxidation of Orange II on Ti/BDD electrode: variable effects. Separation and Purication Technology 48 (1), 45-49.11Cortez, S., Teixeira, P., Oliveira, R., Mota, M., 2010. Ozonation as polishing treatment of mature landll leachate. Journal of Hazardous Materials 182 (1-3), 730-734.12Cussler, E.L., 1997. Diffusion: Mass Transfer in Fluid Systems.Cambridge University Press.Daneshvar, N., Aber, S., Vatanpour, V., Rasoulifard, M.H., 2008.Electro-Fenton treatment of dye solution containing Orange II:inuence of operational parameters. Journal of Electroanalytical Chemistry 615 (2), 165-174.13De Witte, B., Dewulf, J., Demeestere, K., Van Langenhove, H., 2009.Ozonation and advanced oxidation by the peroxone process of ciprooxacin in water. Journal of Hazardous Materials 161(2-3), 701-708.14Garca-Morales, M.A., Roa-Morales, G., Barrera-Daz, C., Bilyeu, B.,Rodrigo, M.A., 2013. Synergy of electrochemical oxidation using boron-doped diamond (BDD) electrodes and ozone (O3) in industrial wastewater treatment. Electrochemistry Communications 27, 34-37.15Guinea, E., Arias, C., Cabot, P.L., Garrido, J.A., Rodriguez, R.M.,Centellas, F., Brillas, E., 2008. Mineralization of salicylic acid in acidic aqueous medium by electrochemical advanced oxidation processes using platinum and boron-doped diamond as anode and cathodically generated hydrogen peroxide. Water Research 42 (1-2), 499e511.16Hammami, S., Bellakhal, N., Oturan, N., Oturan, M.A.,Dachraoui, M., 2008. Degradation of Acid Orange 7 by electrochemically generated OH radicals in acidic aqueous medium using a boron-doped diamond or platinum anode: a mechanistic study. Chemosphere 73 (5), 678-684.17Hastie, J., Bejan, D., Teutli-Leon, M., Bunce, N.J., 2006.Electrochemical methods for degradation of Orange II (sodium 4-(2-hydroxy-1-naphthylazo) benzenesulfonate).Industrial & Engineering Chemistry Research 45 (14),4898-4904.18Hsing, H.J., Chiang, P.C., Chang, E.E., Chen, M.Y., 2007. The decolorization and mineralization of Acid Orange 6 azo dye in aqueous solution by advanced oxidation processes: a comparative study. Journal of Hazardous Materials 141 (1),8-16.19Hua, I., Hoffmann, M.R., 1997. Optimization of ultrasonic irradiation as an advanced oxidation technology.Environmental Science & Technology 31 (8), 2237-2243.20Kishimoto, N., Morita, Y., Tsuno, H., Oomura, T., Mizutani, H.,2005. Advanced oxidation effect of ozonation combined with electrolysis. Water Research 39 (19), 4661-4672.21Kishimoto, N., Nakagawa, T., Okada, H., Mizutani, H., 2011. Effect of separation of ozonation and electrolysis on effective use of ozone in ozone-electrolysis process. Ozone Science & Engineering 33 (6), 463-469.22Li, Z.X., Yuan, S., Qiu, C.C., Wang, Y.J., Pan, X.J., Wang, J.L.,Wang, C.W., Zuo, J.E., 2013. Effective degradation of refractory organic pollutants in landll leachate by electro-peroxone treatment. Electrochimica Acta 102,174-182.23Liakou, S., Kornaros, M., Lyberatos, G., 1997a. Pretreatment of azo dyes using ozone. Water Science and Technology 36 (2-3),155-163.24Liakou, S., Pavlou, S., Lyberatos, G., 1997b. Ozonation of azo dyes.Water Science and Technology 35 (4), 279-286.25Lopez, A., Benbelkacem, H., Pic, J.S., Debellefontaine, H., 2004.Oxidation pathways for ozonation of azo dyes in a semi-batch reactor: a kinetic parameters approach. Environmental Technology 25 (3), 311-321.26Martinez-Huitle, C.A., Brillas, E., 2009. Decontamination of wastewaters containing synthetic organic dyes by electrochemical methods: a general review. Applied Catalysis B: Environmental 87 (3-4), 105-145.27Milan-Segovia, N., Wang, Y.J., Cannon, F.S., Voigt, R.C.,Furness, J.C., 2007. Comparison of hydroxyl radical generation for various advanced oxidation combinations as applied to foundries. Ozone Science & Engineering 29 (6),461-471.28Nidheesh, P.V., Gandhimathi, R., 2012. Trends in electro-Fenton process for water and wastewater treatment: an overview.Desalination 299, 1-15.29Ozcan, A., Sahin, Y., Koparal, A.S., Oturan, M.A., 2008. Carbon sponge as a new cathode material for the electro-Fenton process: comparison with carbon felt cathode and application to degradation of synthetic dye basic blue 3 in aqueous medium. Journal of Electroanalytical Chemistry 616(1-2), 71-78.30Ozcan, A., Oturan, M.A., Oturan, N., Sahin, Y., 2009. Removal of Acid Orange 7 from water by electrochemically generated Fentons reagent. Journal of Hazardous Materials 163 (2e3),1213-1220.31Panizza, M., Cerisola, G., 2009. Direct and mediated anodic oxidation of organic pollutants. Chemical Reviews 109 (12),6541-6569.32Pocostales, J.P., Sein, M.M., Knolle, W., von Sonntag, C.,Schmidt, T.C., 2010. Degradation of ozone-refractory organic phosphates in wastewater by ozone and ozone/hydrogen peroxide (peroxone): the role of ozone consumption by dissolved organic matter. Environmental Science & Technology 44 (21), 8248-8253.33Rice, R.G., 1997. Applications of ozone for industrial wastewater Treatment-a review. Ozone Science & Engineering 18 (6),477-515.34Sellers, R.M., 1980. Spectrophotometric determination of hydrogen peroxide using potassium titanium(IV) oxalate.Analyst 105 (1255), 950-954.35Silva, A.C., Pic, J.S., SantAnna, G.L., Dezotti, M., 2009. Ozonation of azo dyes (Orange II and Acid Red 27) in saline media. Journal of Hazardous Materials 169 (1-3), 965-971.36Shu, H.Y., 2006. Degradation of dyehouse efuent containing CI Direct Blue 199 by processes of ozonation, UV/H2O2 and in sequence of ozonation with UV/H2O2. Journal of Hazardous Materials 133 (1-3), 92-9837Staehelin, J., Hoigne, J., 1982. Decomposition of ozone in water rate of initiation by hydroxide ions and hydrogen peroxide.Environmental Sci