一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法

1.本发明属于有机污染物降解领域，具体涉及一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法。

背景技术：

2.邻苯二甲酸酯类(paes)是一种被广泛使用的塑料添加剂，在水体、土壤和沉积物等不同的环境介质中均检测出，其中农田中paes的浓度达到了9.5mg kg-1
。作为一类新型污染物，paes会干扰生殖和内分泌系统，对生态系统和人体健康产生潜在风险。在过去的几十年中，高级氧化技术已被广泛用于处理或预处理被有毒和难降解有机污染物污染(农药，多氯联苯，多环芳烃和石油烃)的土壤。高级氧化技术利用各类体系产生自由基，从而达到对有机污染物的分解或提高有机污染物的可生物降解性。由于可产生高氧化性的羟基自由基(
·
oh,e0＝2.8v)，芬顿和类芬顿体系已被广泛应用于土壤和废水修复。然而，芬顿氧化法的应用受到环境基质ph的严格限制，最佳的ph范围是3，可溶性fe(ii)和生成的fe(iii)在较高的ph条件下通常会沉淀并失去催化活性。为了克服初始重度酸性条件的限制，并在酸性和弱碱性条件下实现高降解效率，添加络合剂如苯醌、edta、柠檬酸和草酸等强化芬顿和类芬顿氧化过程修复土壤已被广泛研究。络合剂可强烈络合铁物种，避免溶解铁的沉淀和促进铁溶出，从而促进芬顿和类芬顿反应的应用效率。然而，随着体系中fe(ii)被h2o2氧化为fe(iii),fe(iii)转化为fe(ii)的速率慢，芬顿和类芬顿效率的进一步提高依然受到限制。
3.fe(ii)+h2o2→
fe(iii)+ho-+
·
oh k＝70m-1
s-1
ꢀꢀꢀ
(1)
4.fe(iii)+h2o2→
fe(ii)+h
+
+ho2· k＝0.001-0.1m-1
s-1
ꢀꢀꢀ
(2)

技术实现要素：

5.发明目的：针对现有技术存在的问题，本发明提供一种通过添加亚硫酸盐显著提高非均相类芬顿反应效率以及促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，适用的ph范围更宽，本方法添加的亚硫酸盐可显著提高非均相类芬顿反应的效率及其对邻苯二甲酸二甲酯的降解。
6.技术方案：为了实现上述目的，本发明提供了一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，包括如下步骤：将有机污染物与含有水铁矿的悬液混合，再加入h2o2和亚硫酸盐，室温下反应。
7.其中，所述水铁矿(ferrihydrite)是利用氯化铁和氢氧化钠共沉淀合成的水铁矿。
8.其中，所述反应体系中水铁矿初始浓度为0.2g l-1-2.0g l-1
，h2o2加入后的初始浓度为2.0mm-8.0mm。
9.其中，所述反应体系中加入亚硫酸盐(bisulfite)的初始浓度为0.5mm-4.0mm。
10.其中，所述使用的亚硫酸盐为亚硫酸盐氢钠、亚硫酸纳、亚硫酸钾、亚硫酸氢钾中的任一一种。
11.进一步地，加入h2o2之后立即加入亚硫酸盐。
12.进一步地，所述反应体系的初始ph为5.5～8.5。
13.进一步地，所述体系反应时间为230～250min。
14.进一步地，所述有机污染物为邻苯二甲酸二甲酯(dmp)、邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸(2-乙基己基)酯、邻苯二甲酸二辛酯、邻苯二甲酸丁基苄基酯中任一一种。
15.本发明还提供一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法在降解邻苯二甲酸二甲酯中的应用。
16.本发明的原理为：在酸性条件下，fe(ii)引发的芬顿反应产生羟基自由基的速度远远高于fe(iii)引发的类芬顿反应产生羟基自由基的速度，所以羟基自由基的生成速度受到fe(iii)和fe(ii)循环速度的影响，fe(iii)生成fe(ii)的速度越快，越有利于羟基自由基的产生。过渡金属fe(iii)可以催化亚硫酸盐自动氧化，fe(iii)与亚硫酸盐首先形成fe(iii)-亚硫酸盐络合物，随后内部电子从亚硫酸盐转移到fe(iii)，络合物立即分解产生fe(ii)和so3·-，亚硫酸盐与fe(iii)的反应，促进了fe(iii)向fe(ii)的转化，所以邻苯二甲酸二甲酯的降解速率大大提高。
17.有益效果:与现有技术相比，本发明具有如下显著优点：
18.(1)本发明以水铁矿为非均相类芬顿催化剂，通过添加亚硫酸盐促进非均相固体催化剂水铁矿颗粒上fe(iii)与fe(ii)之间的循环从而促进h2o2的分解效率，提高强氧化性物质羟基自由基的生成，加快对邻苯二甲酸二甲酯的降解速率。亚硫酸盐的氧化产物为环境中常见的硫酸根离子，将亚硫酸盐引入非均相类芬顿技术用于环境治理时，不会造成二次污染，能够弥补传统芬顿方法的缺陷，提高效率，实现环境友好的目的；
19.(2)本发明降解方法利用fe(iii)与亚硫酸盐的反应，利用亚硫酸盐与非均相固体催化剂颗粒上fe(iii)的络合反应实现了非均相类芬顿反应中铁的快速循环，fe(iii)还原为fe(ii)，提高了水铁矿催化的非均相类芬顿体系中羟基自由基的生成，从而提高了邻苯二甲酸二甲酯的降解速率；
20.(3)本发明降解方法在ph为5.5-6.5条件下就可以有效降解邻苯二甲酸二甲酯，比单独的铁氧化物催化的类芬顿反应适用的ph范围更宽。
附图说明
21.图1为本发明中ferrihydrite-h2o2，ferihydrite-bisulfite，h2o
2-bisulfite，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite降解dmp的动力学曲线图；
22.图2为本发明中ferrihydrite，h2o2，bisulfite，ferrihydrite-h2o2，ferrihydrite-bisulfite，h2o
2-bisulfite和ferrihydrite-h2o
2-bisulfite的电子顺磁共振光谱图；
23.图3为本发明中自由基淬灭剂存在(etoh和tba)时，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite降解dmp的动力学曲线图；
24.图4为本发明中ferrihydrite-h2o2，ferrihydrite-bisulfite，h2o
2-bisulfite，
ferrihydrite-h2o
2-bisulfite累积产生羟基自由基的动力学曲线图；
25.图5为本发明中在不同浓度ferrihydrite条件下，dmp降解的动力学曲线图(a)，电子顺磁共振光谱图(b)，羟基自由基的累积动力学图(c)；
26.图6为本发明中在不同浓度h2o2条件下，dmp降解的动力学曲线图(a)，羟基自由基的累积动力学图(b)；
27.图7为本发明中在不同浓度bisulfite条件下，dmp降解的动力学曲线图(a)，电子顺磁共振光谱图(b)；
28.图8为本发明中在不同ph条件下，dmp降解的动力学曲线图；
29.图9为本发明中在不同浓度无机阴离子(cl-和no
3-)(a)(b)和天然有机质(nom)(c)存在条件下，dmp降解的动力学曲线图。
具体实施方式
30.下面结合具体实施例对本发明进一步进行描述。
31.dmp：邻苯二甲酸二甲酯；ferrihydrite：水铁矿；bisulfite：亚硫酸盐氢钠。
32.实施例1
33.(1)利用氯化铁和氢氧化纳共沉淀法合成水铁矿。具体操作过程为：称取27g氯化铁于2l的烧杯中，加入1l超纯水配成0.1m的氯化铁溶液。称取20g氢氧化钠固体颗粒溶于500ml超纯水中，配成1m的氢氧化钠溶液。将氢氧化钠溶液成水滴状持续加入氯化铁溶液中，此过程中使用机械搅拌器持续搅拌混合液并用ph计监测混合液ph的实时变化。当混合液的ph值达到7-7.5时，停止加入氢氧化钠溶液。将所得到的混合液离心，收集产生的固体水铁矿。将得到的固体水铁矿用超纯水清洗5次，然后至于-20℃冰箱冷冻，再用冻干机将冷冻的水铁矿固体冻干去除水分。所得的冻干的水铁矿颗粒经过研磨，过200目筛备用。
34.实施例2
35.利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解邻苯二甲酸二甲酯的方法
36.(1)dmp的降解实验在150ml的玻璃瓶中进行，首先将dmp储备液加入100ml的水铁矿悬液中，然后加入一定体积的h2o2和bisulfite储备液，室温下通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系降解dmp的条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，立即加入bisulfite(亚硫酸盐氢钠)的初始浓度为2.0mm，用磁力搅拌器持续搅拌，室温下反应240min。
37.ferrihydrite-h2o2体系降解dmp的条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，用磁力搅拌器持续搅拌，室温下反应240min。
38.ferrihydrite-bisulfite体系降解dmp的条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，用磁力搅拌器持续搅拌，室温下反应240min。
39.h2o
2-bisulfite体系降解dmp的条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，用磁力搅拌器持续搅拌，室温下反应240min。
40.(2)通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节上述各个水铁矿悬液和dmp和h2o2及bisulfite的ph反应体系的初始ph值为5.5。
41.结果表明，分别用ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系、ferrihydrite-h2o2体系、ferrihydrite-bisulfite体系和h2o
2-bisulfite体系降解dmp的动力学曲线如图1所示，反应240min，ferrihydrite-h2o2体系、ferrihydrite-bisulfite体系和h2o
2-bisulfite体系中dmp几乎无降解，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解了86.6％。dmp在ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中的动力学反应以准一级反应描述，模型为c
t
/c0＝exp(-k
obs
t)，c
t
指反应时间t的dmp的浓度，c0指dmp的起始浓度，k
obs
指实验得到的反应速率常数。拟合得到dmp在ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中的准一级反应动力学速率常数k
obs
(min-1
)为6.72
×
10-3
min-1
。
42.实施例3
43.采用电子顺磁共振光谱(epr，brukeremx/micro)捕获自由基解释ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp的降解机理，实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，反应初始ph为5.5；加入羟基自由基捕获剂二甲基吡咯氮氧化物(dmpo)(100mm)室温反应时间为5min。epr光谱结果如图2所示，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系产生了明显的羟基自由基的信号，其信号强度远高于二元体系(ferrihydrite-h2o2体系，ferrihydrite-bisulfite体系，h2o
2-bisulfite体系)和一元体系(ferriydrite体系，h2o2体系，bisulfite体系)中的epr信号。
44.实施例4
45.通过向体系中添加自由基淬灭剂与dmp竞争自由基解释降解dmp的主要活性氧物质，实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，加入乙醇(etoh)的初始浓度为0.5m，加入叔丁醇(tba)的初始浓度为0.5m，室温反应时间为240min。淬灭实验的结果如图3所示，乙醇和叔丁醇的存在显著抑制了dmp的降解，说明降解dmp的活性氧物质是羟基自由基。
46.实施例5
47.通过向体系中添加羟基自由基的分子探针苯甲酸，分析了ferriydrite-h2o
2-bisulfite体系中产生的羟基自由基的浓度。羟基自由基的定量实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，苯甲酸的初始浓度为10mm，反应初始ph为5.5，反应时间为240min。羟基自由基累积浓度的动力学曲线如图4所示。可以看出，在ferrihydrite-h2o2体系中，反应60min之后，羟基自由基的累积浓度达到最大值22.4μm；而在ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中，羟基自由基的浓度在反应时间内持续增加，反应240min之后，羟基自由基的累积浓度达到了92.6μm。bisulfite显著增加了ferrihydrite-h2o2体系中羟基自由基的产生。
48.实施例6
49.ferrihydrite浓度对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解的影响
50.(1)dmp的降解实验和羟基自由基的定量实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节水铁矿悬液和dmp、苯甲酸h2o2及bisulfite储备液的ph，控制降解dmp的反应体系的初始ph值为5.5。
51.(2)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同含量的水铁矿解释水铁矿浓度对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度分别为0.2g l-1
、0.5g l-1
、1.0g l-1
、2.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，室温反应240min。dmp降解的动力学曲线如图5a所示。可以看出，随着水铁矿初始浓度从0.2g l-1
增加至2.0g l-1
，dmp在ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中的降解速度先增加后下降，dmp的降解先随ferrihydrite浓度的升高而升高，当ferrihydrite浓度过高的时候，又不利于dmp降解。
52.(3)通过电子顺磁共振光谱捕获自由基解释ferriydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp在不同浓度水铁矿下的降解。反应条件为：加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度分别为0.2g l-1
、0.5g l-1
、1.0g l-1
、2.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，加入羟基自由基捕获剂二甲基吡咯氮氧化物(dmpo)(100mm)室温反应5min。epr光谱结果如图5b所示，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中羟基自由基的信号强度随着水铁矿浓度的升高而增强。
53.(4)通过添加羟基自由基的分子探针苯甲酸，分析了不同浓度ferrihydrite条件下，ferriydrite-h2o
2-bisulfite体系中产生的羟基自由基的浓度。反应条件为：加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度分别为0.2g l-1
、0.5g l-1
、1.0g l-1
、2.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，苯甲酸的初始浓度为10mm，室温反应240min。羟基自由基累积浓度的动力学曲线如图5c所示。可以看出，羟基自由基的累积浓度随着ferrihydrite浓度的升高而增加。过高浓度的ferrihydrite不利于dmp的降解，可能是因为高浓度的ferrihydrite提供给bisulfite更多的吸附位点产生更多的fe(ii)，生成的fe(ii)会与dmp竞争羟基自由基，从而抑制dmp的降解。综合考虑，水铁矿(ferrihydrite)的最适终浓度为1.0g l-1
。
54.实施例7
55.h2o2浓度对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解的影响
56.(1)dmp的降解实验和羟基自由基的定量实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节水铁矿悬液和dmp、苯甲酸h2o2及bisulfite储备液的ph，控制降解dmp的反应体系的初始ph值为5.5。
57.(2)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同浓度的h2o2解释h2o2浓度对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度分别为2.0mm、3.0mm、4.0mm、5.0mm、8.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，室温反应240min。dmp降解的动力学曲线如图6a所示。可以看出，随着h2o2浓度从2.0mm增加至5.0mm，dmp的去除率从5.4％增加至86.4％，然而继续增加h2o2的浓度至8.0mm，dmp的降解无明显增加。
58.(3)通过添加羟基自由基的分子探针苯甲酸，分析了不同浓度h2o2条件下，ferriydrite-h2o
2-bisulfite体系中产生的羟基自由基的浓度。反应条件为：加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为0-10mm，加入bisulfite的初始浓
度为2.0mm，苯甲酸的初始浓度为10mm，反应初始ph为5.5，室温反应240min。羟基自由基累积浓度的动力学曲线如图6b所示。可以看出，羟基自由基的累积浓度随着h2o2浓度的升高而增加,过高浓度的h2o2不利于dmp的降解，可能是因为高浓度的h2o2会与dmp竞争羟基自由基形成活性较低的过氧自由基，从而抑制dmp的降解。综合考虑，h2o2的最适浓度为5.0mm。
59.实施例8
60.bisulfite浓度对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解的影响
61.(1)dmp的降解实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节水铁矿悬液和dmp、h2o2及bisulfite储备液的ph，控制降解dmp的反应体系的初始ph值为5.5。
62.(2)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同浓度的bisulfite解释bisulfite浓度对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度分别为0.5mm、1.0mm、2.0mm、4.0mm，室温反应240min。dmp降解的动力学曲线如图7a所示。可以看出，随着bisulfite初始浓度从0.5mm增加至4mm，dmp在ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中的降解速度先增加后下降。
63.(3)通过电子顺磁共振光谱捕获自由基解释ferriydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp在不同浓度bisulfite下的降解。反应条件为：加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
；加入h2o2的初始浓度为5.0mm；加入bisulfite的初始浓度为0.5-4.0mm；反应初始ph为5.5；加入羟基自由基捕获剂二甲基吡咯氮氧化物(dmpo)(100mm)反应时间为5min。epr光谱结果如图7b所示，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中羟基自由基的信号强度随着bisulfite浓度的升高而增强。然而高浓度的bisulfite不利于dmp的降解，可能是因为过量的bisulfite会与dmp竞争羟基自由基。综合考虑，bisulfite的最适浓度为2.0mm。
64.实施例9
65.溶液ph对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解的影响
66.(1)dmp的降解实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节水铁矿悬液和dmp、h2o2及bisulfite储备液的ph，控制降解dmp的反应体系的初始ph值为5.5，6.5，7.5和8.5。
67.(2)通过控制ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系初始反应的ph值，考察溶液ph对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系降解dmp的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
；加入h2o2的初始浓度为5.0mm；加入bisulfite的初始浓度为2.0mm；反应初始ph值分别为5.5，6.5，7.5和8.5。室温反应240min。dmp降解的动力学曲线如图8所示。可以看出，在ph 5.5和6.5的条件下，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系均可以快速有效降解dmp，在ph 7.5和8.5的条件下，ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系对dmp降解无明显影响。
68.实施例10
69.考察环境中常见阴离子(cl-,no
3-)和天然有机质(nom)对ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中dmp降解的影响
70.(1)dmp的降解实验在150ml的玻璃瓶中进行，室温且通过磁力搅拌器持续搅拌反应溶液。通过用0.1m稀硫酸和1m稀氢氧化钠溶液调节水铁矿悬液和dmp、nacl、nano3、nom、
h2o2及bisulfite储备液的ph，控制降解dmp的反应体系的初始ph值为5.5。
71.(2)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同浓度的cl-，考察cl-对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
，加入h2o2的初始浓度为5.0mm，加入bisulfite的初始浓度为2.0mm，分别加入cl-的初始浓度为1.0mm和10mm，室温反应240min。dmp降解的动力学曲线如图9a所示。可以看出，随着1.0mm和10mm cl-的加入，采用实施例2的计算k
obs
方法，k
obs
从5.9
×
10-3
min-1
分别降低至4.6
×
10-3
min-1
和3.5
×
10-3
min-1
，cl-的存在抑制了dmp的降解。
72.(3)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同浓度的no
3-，考察no
3-对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
；加入h2o2的初始浓度为5.0mm；加入bisulfite的初始浓度为2.0mm；加入no
3-的初始浓度为1.0mm和10mm；反应时间为240min。dmp降解的动力学曲线如图9b所示。可以看出，no
3-对dmp的降解有轻微的抑制作用。
73.(4)通过向ferrihydrite-h2o
2-bisulfite体系中添加不同初始浓度的nom，考察nom对dmp降解的影响。反应条件为：dmp的初始浓度为10mg l-1
，加入催化剂水铁矿悬液的初始浓度为1.0g l-1
；加入h2o2的初始浓度为5.0mm；加入bisulfite的初始浓度为2.0mm；分别加入nom的初始浓度为5mg l-1
和20mg l-1
；反应时间为240min。dmp降解的动力学曲线如图9c所示。可以看出，nom对dmp的降解无明显影响。

技术特征：

1.一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，包括如下步骤：将有机污染物与含有水铁矿的悬液混合，再加入h2o2和亚硫酸盐，室温下反应。2.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，所述水铁矿是利用氯化铁和氢氧化纳共沉淀合成的水铁矿。3.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，所述水铁矿浓度为0.2g l-1-2.0g l-1
，h2o2浓度为2.0mm-8.0mm。4.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，所述亚硫酸盐浓度为0.5mm-4.0mm。5.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，所述亚硫酸盐为亚硫酸盐氢钠、亚硫酸纳、亚硫酸钾、亚硫酸氢钾中的任一一种。6.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，加入h2o2之后立即加入亚硫酸盐。7.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，其特征在于，所述反应初始ph为5.5～8.5。8.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解邻苯二甲酸二甲酯的方法，其特征在于，所述反应的时间为230～250min。9.根据权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解邻苯二甲酸二甲酯的方法，其特征在于，所述有机污染物为邻苯二甲酸二甲酯、邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸(2-乙基己基)酯、邻苯二甲酸二辛酯、邻苯二甲酸丁基苄基酯中的任一一种。10.一种权利要求1所述的利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法在降解邻苯二甲酸二甲酯中的应用。

技术总结

本发明公开了一种利用亚硫酸盐促进非均相类芬顿技术降解有机污染物的方法，具体方法为：将有机污染物加入含有水铁矿的悬液中，均匀搅拌，再加入H2O2和亚硫酸盐，得到亚硫酸盐参与的非均相类芬顿技术降解邻苯二甲酸二甲酯的反应体系。本发明降解方法利用亚硫酸盐和非均相催化剂固体颗粒上的Fe(III)的络合反应，实现了非均相类芬顿反应中Fe(III)和Fe(II)的快速循环，提高了水铁矿催化的非均相类芬顿体系中羟基自由基的生成，从而提高了邻苯二甲酸二甲酯的降解速率，亚硫酸盐的氧化产物为环境中广泛存在的硫酸根离子，不会造成二次污染；而且在pH为5.5-6.5条件下就可以有效降解邻苯二甲酸二甲酯。解邻苯二甲酸二甲酯。