2018, Vol. 38
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2. 常州大学怀德学院, 靖江 214500;
3. 广东省生态环境技术研究所, 广州 510650
2. The Wilder School, Changzhou university, Jingjiang 214500;
3. Guangdong Ecological Environment Technology Research Institute, Guangzhou 510650
聚醚又称聚醚多元醇, 通常是以活泼氢基团化合物作起始剂, 再与环氧化合物在催化剂作用下开环聚合而成(D′Souza et al., 2015).聚醚废水由聚氨酯、造纸、日化和机械等工业产生, 直接被排放常常危害水产养殖业和河流生态环境, 甚至通过食物链富集损害人体健康.因聚醚废水成分复杂(王慧等, 1999), 有异味且呈酸性, COD高(一般10~30 g·L-1).目前处理聚醚废水工艺主要有陶瓷膜技术, 厌氧生物滤池-接触氧化工艺和厌氧-好氧工艺等, 但聚醚废水中含有大量醇羟基(钟飞等, 2009), 传统物理化学方法难以处理.例如庞婷等(2016)Fenton-混凝处理共聚醚需要外加H2O2, 带来安全隐患；冯俊生等(2014)利用Fenton-UASB-BAC组合工艺降解聚醚废水, 工艺繁琐成本巨大；释秀鹏等(2012)利用生化强化池处理聚醚废水, 成本大且遗留药剂易造成二次污染.需寻求一种高效环保降解聚醚废水的方法.微生物燃料电池-电芬顿在处理废水时也收获电能(刘睿等, 2017), 底物来源广泛, 操作条件温和(Dios et al., 2014), 无二次污染, 在能源与环境领域有广阔前景.
2010年, 微生物燃料电池-电芬顿技术已见报道(Feng et al., 2010).它是将微生物燃料电池(MFC)和电芬顿反应(Electro-Fenton)相结合, 在以氧气为电子受体的MFC中加入Fe2+形成·OH(E＝2.8 V)(Asghar et al., 2015), 将有机污染物质氧化成CO2、H2O或矿物盐.但微生物燃料电池也有许多制约因素如自身内阻大功率输出低(梁鹏等, 2007)；水中低浓度溶解氧在碳电极表面氧化还原活性低, 需要贵金属阴极催化剂来催化, 增加装置成本(付乾等, 2010).
为提高MFC-electro-Fenton性能, 研究人员大力探索廉价阴极催化剂.漆酶是一类中心含有铜的氧化还原酶, 广泛应用酚类、芳香胺和染料等污染物降解(Le et al., 2016), 是绿色廉价生物催化剂.它催化过程是底物的单电子氧化即漆酶把底物反应生成的电子转移到氧分子上(Bakhshian et al., 2011), 进而将氧还原为水, 同时酶中心铜离子被还原和底物被催化氧化(Lu et al., 2016).一般水中的Cu2+/Cu+的离子氧化还原电位仅0.15 V, 而漆酶催化的离子氧化反应具有较高的氧化电位(＞0.68 V)(Prasain et al., 2012).利用漆酶来修饰阴极, 将电子更有目标传递到阴极氧分子上, 促进H2O2产生, 同时酶中心铜离子被底物还原时与H2O2结合生成更多的·OH (Chen et al., 2014), 增加阴极的氧化还原电位来降解聚醚废水.漆酶突出的催化特性使它的底物具有广泛性, 催化反应复杂性, 且生成的产物具有环境友好性(Daâssi et al., 2014).但是游离在水中的漆酶有高溶解性, 且重用性差, 易变性失活(Asgher et al., 2017), 利用海藻酸钠和氯化钙将漆酶固定在碳毡表面, 有利于保持漆酶活性.因此海藻酸钠固定漆酶是漆酶修饰阴极的有效途径(Pan et al., 2014).
目前，国内外MFC-electro-Fenton工艺降解聚醚废水研究鲜见报道.现有报道多集中在MFC中研究漆酶的阴极催化效能(Lai et al., 2017).本实验构建微生物燃料电池-电-芬顿体系降解聚醚废水, 用漆酶包埋修饰碳毡阴极, 以阴极室聚醚废水为研究对象, 与未修饰的碳毡阴极电池对比, 考察漆酶包埋修饰阴极对MFC-electro-Fenton产电性能和聚醚废水强化降解效果, 为MFC-electro-Fenton研究扩展思路.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样品与实验试剂聚醚废水(江苏句容宁武新材料发展有限公司)COD为(30000±200) mg·L-1, 实验前密封避光保存；深红红螺菌397(台湾帝翰生物科技有限公司)；漆酶(安徽酷儿生物工程有限公司)；碳毡(北京碳电厂)；海藻酸钠(天津市福晨化学试剂厂)；H3PO4、KH2PO4、CO(NH2)2、NaOH、CaCl2和FeSO4·7H2O均为分析纯.
2.2 MFC的构建实验用有机玻璃(上海亚克力有机玻璃加工厂)制作双室H型MFC, 净体积125 mL(5 cm×5 cm×5 cm).阴阳极室溶液体积110 mL聚醚废水, 阳极室聚醚废水COD (10000±200) mg·L-1, 阴极室废水COD(2500±100) mg·L-1.阳阴电极间用铜导线连接且外接电阻构成回路.质子交换膜面积25 cm2(Nafion-117, 杜邦公司), 阳极室安装搅拌器, 阴极室安装曝气通氧气.电极为碳毡, 有效面积9 cm2.装置如图 1所示.
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| 图 1 微生物燃料电池-电芬顿的装置和原理图 Fig. 1 The device and schematic diagram of microbial fuel cell-electric-Fenton |
稀释1000 mL聚醚废水至COD 10000 mg·L-1, 添加氮源CO(NH2)2和磷源KH2PO4, 经过多次预实验以COD为碳源分别设置C:N:P分别为(200:5:1, 100:10:5, 100:5:1), 最终确定C:N:P≈100:5:1效果最优.经前期实验筛选Shewanella decolorationis S12和深红红螺菌397对COD 10000 mg·L-1聚醚废水进行处理(降解率36.7%和40.2%), 结果发现深红红螺菌397菌效果最优.后将200 mL深红红螺菌397菌液置于聚醚废水中搅拌均匀密封厌氧培养.每隔3 d测1次COD、N和P.后添加碳氮磷源维持维持C、N、P之比.微生物在电池启动前3个月内驯养.
2.4 漆酶包埋修饰阴极称取0.25 g海藻酸钠加去离子水(9.75 mL)经80 ℃水浴搅拌成胶体(胶体涂抹至碳毡电极两面制备为未包埋的阴极电极).胶体冷却至室温添加0.11、0.77和1.1 g漆酶(浓度1、7和10 mg·mL-1), 将漆酶与海藻酸钠搅拌并均匀涂抹碳毡电极, 放至100 mL 4%氯化钙溶液中固定12 h, 后取出电极用生理盐水冲洗, 放入蒸馏水中至待用(制备为漆酶包埋修饰阴极).
2.5 水质分析采用国标GB11914-89法、纳氏试剂分光光度法和钼酸铵分光光度法测定COD、氨氮和总磷.H2O2的测定:从阴极室取3 mL溶液, 经0.45 μm滤膜处理, 由H2O2快速测定仪(LOVIBOND-ET8600, Germany)测定, 测试波长为528 nm, 检测限为0.05 mg·L-1.利用扫描电子显微镜能谱仪(SEM & EDS, JSM6360LA & EX54175JMU)制作SEM图.三维荧光光谱图是Cary Eclipse荧光分光光度计, 配1 cm石英比色皿, 蒸馏水为空白, 进行扫描而制得, 横坐标代表发射波长(Em), 纵坐标代表激发波长(Ex).激发光源为150 W氙灯, Ex间距5 nm, Em间距2 nm, 扫描区域：Ex=220~400 nm, Em=280~550 nm.
2.6 电化学测量电压U用万用电压表(优利德UT30, 电压量程为0~2000 mV, 分辨力为1 mV, 准确度±(0.5%+2))测定(张永娟等, 2012).
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式中, I为电流密度(mA·cm-2), U为输出电压(mV), A为阴极有效面积(cm2), R外为外电阻(Ω), 如无特殊说明, 外接电阻为1000 Ω (孙彩玉等, 2015).
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 碳毡阴极对聚醚废水降解动力学的影响 3.1.1 碳毡阴极对聚醚废水的降解4类不同阴极室的碳毡电池运行条件见表 1.在pH为4, Fe2+浓度为1 mmol·L-1, 不同处理条件下, 24 h碳毡阴极对聚醚废水降解影响见图 2.MFC-A是在断路条件下聚醚废水的降解率仅3.2%.MFC-B是缺少O2条件下聚醚废水降解率8.8%, MFC-C是缺少Fe2+条件下聚醚废水降解率10.3%, MFC-D是Fe2+浓度为1 mmol·L-1通O2条件下聚醚废水降解率31%.推测在微生物燃料电池阴极构建的电芬顿体系可处理聚醚废水.
| 表 1 4类不同阴极室的碳毡电池 Table 1 Four carbon felt MFCs of different cathode chambers |
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| 图 2 碳毡阴极对聚醚废水的降解(在ct/c0中, c0是初始COD值, ct是反应t时刻的COD, 显示数据是3个独立实验的平均值和标准偏差) Fig. 2 Degradation of polyether wastewater by carbon felt cathode(In ct/c0, c0 is the initial COD, and ct is the reaction t time COD, which shows that the data is the average and standard deviation of the three independent experiments) |
在Fe2+浓度为1 mmol·L-1时, 调节不同的溶液初始pH为3、4、7、10, 与断路条件下pH为3、4、7、10作对照, 探讨24 h对聚醚废水的降解, 如图 3所示.从图 3a中看出, pH为的3聚醚废水COD降解率最大36.7%, 最有利于微生物电芬顿反应(李建斐等, 2016).但随着pH值增加, 降低了聚醚废水的降解速率.当pH值由3~10, 聚醚废水降解率从36.7%下降至23.5%.将图 3a的数据进行二级动力学方程(1)拟合(Chen et al., 2017), 降解动力学如图 3b所示.当pH为3时, k=7.2×10-6 mol-1·dm3·s-1, 降解速度最快.当pH值上升至10, 降解速率常数从7.2×10-6 mol-1·dm3·s-1下降至4.8×10-6 mol-1·dm3·s-1, 在一定程度上这表明高pH值不利于聚醚废水降解.
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| 图 3 溶液初始pH对聚醚废水的降解(a)和pH对聚醚废水的降解动力学影响(b) Fig. 3 Effects of the initial pH of solution on The degradation of polyether wastewater |
式中, k为速率常数(mol-1·dm-3·s-1).
3.1.3 Fe2+的浓度对聚醚废水降解的影响以碳毡为阴极, 在pH为3, 外加FeSO4·7H2O调节Fe2+浓度(0、1、2、5、7、10、12 mmol·L-1)探讨24 h对聚醚废水的降解情况, 结果如图 4所示.随着Fe2+浓度增加(1~10 mmol·L-1), COD降解速率从36.7%上升至51.9%, 在一定程度上Fe2+浓度对降解速率有积极的影响.推测是因为MFC稳定运行过程中产生一定量H2O2, Fe2+浓度增加提高·OH的产量, 从而促进COD降解率的提高.当Fe2+的浓度为10 mmol·L-1, 聚醚废水COD降解率51.9%.相反当Fe2+浓度达12 mmol·L-1, COD降解率却下降至44.7%.表明较高浓度Fe2+会消耗·OH.尽管·OH氧化有机污染物的反应速率大于氧化Fe2+, 但·OH仍存在部分消耗(Fu et al., 2010).此外过多的Fe2+会瞬时产生很多·OH, 与H2O2产生反应, 从而消耗·OH和H2O2(Rauf et al., 2009), 进而影响聚醚废水降解(反应式见(2)(3)(4)).
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| 图 4 Fe2+浓度对聚醚废水的降解影响 Fig. 4 Effect of Fe2+ concentration on degradation of polyether wastewater |
运用SEM对纯漆酶粉末、海藻酸钠/碳毡和海藻酸钠/漆酶/碳毡电极进行300倍观测, 如图 5所示.图 5a是漆酶粉末SEM, 呈不规则的球形状态, 图 5b是海藻酸钠/碳毡电极SEM, 表面光滑, 有丝状裂痕, 呈无球形体, 图 5c是海藻酸钠/漆酶/碳毡SEM, 呈不规则球形, 与纯漆酶结构相似, 呈凸起状, 说明漆酶主要是被海藻酸钠包埋在内.从图 5b和5c看出海藻酸钠固定漆酶是将漆酶包埋在内.
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| 图 5 海藻酸钠/碳毡(a)和海藻酸钠/漆酶/碳毡(b)、纯漆酶(c)电极300倍下电镜扫描图 Fig. 5 SEM scanning of alginate/carbon felt electrode(a), alginate / laccase / carbon felt electrode (b) and pure laccase (c) by 300 times |
本研究选择海藻酸钠作为包埋材料, 因其是一种天然多糖碳水化合物, 具有价格低廉, 固定化成型方便和传质性能好等优点, 是固定漆酶的良好材料(Jampala et al., 2017).
图 6显示在pH为4, Fe2+浓度为10 mmol·L-1, 漆酶浓度为1 mg·mL-1时, 利用制成的海藻酸钠/碳毡和漆酶/海藻酸钠/碳毡阴极探讨海藻酸钠固定漆酶对降解聚醚废水的影响.图 6a说明漆酶/海藻酸钠/碳毡阴极对聚醚废水COD的降解率为62.2%, 而海藻酸钠/碳毡和碳毡阴极仅为35.4%和40.1%；将图 6a的数据进行二级动力学方程拟合, 结果如图 6b所示.用漆酶包埋修饰的阴极对聚醚废水降解速度(k=2.5×10-5 mol-1·dm3·s-1)最快.因为漆酶在通氧曝气时, 酶中心铜离子被还原与H2O2反应, 促进更多·OH生成, 加速降解聚醚废水.然而海藻酸钠/碳毡阴极降解速度(k=7.5×10-6 mol-1·dm3·s-1)慢于碳毡阴极降解速度(k=8.6×10-6 mol-1·dm3·s-1)和漆酶/海藻酸钠/碳毡阴极降解速度.结果表明海藻酸钠对提升聚醚废水COD降解率影响微小, 对促进聚醚废水降解效率的主要是漆酶包埋修饰.
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| 图 6 3种不同阴极对聚醚废水的降解(a)和不同阴极对COD降解动力学的影响(b) Fig. 6 Degradation of polyether wastewater by three different cathodes(a) and the influence of different cathodes on the kinetics of COD degradation (b) |
漆酶是一种来源于米曲霉菌种的酶, pH范围是3~5.5, 最适pH为4, 过高和过低的pH会抑制酶的活性(Lai et al., 2017).在Fe2+浓度为10 mmol·L-1, 漆酶的浓度为1 mg·mL-1条件下, 调节不同pH为3、4、4.5、5、5.5, 与在断路条件下pH为3、4、4.5、5、5.5作对照, 探讨24 h对聚醚废水的降解影响, 如图 7所示.在图 7a中, pH为4, 聚醚废水COD降解率最高62.2%.随着pH值提高至5.5, COD降解率从66.2%下降至41.8%.pH为3时, 聚醚废水降解率仅为44.9%.将图 7a的数据进行二级动力学方程拟合, 降解动力学如图 7b所示, 当pH为4, 漆酶修饰的阴极对聚醚废水的降解速度最快(k=2.5×10-5 mol-1·dm3·s-1).因在酸性条件下(pH为4), 固定化漆酶稳定性好, 活性化最大, 传递更多电子至氧分子上.漆酶将氧还原为水时, 酶中心的铜离子与H2O2积极发生如式(1)和(2)的反应, 促进生成更多·OH, 来降解有机物(Shi et al., 2016).同时漆酶自身也在催化有机污染物.
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| 图 7 溶液初始pH对聚醚废水的降解(a)和pH对COD降解动力学影响(b) Fig. 7 The degradation of polyether wastewater by the initial pH of solution(a) and the influence of pH on the kinetics of COD degradation(b) |
但当pH提高至4.5、5和5.5, 降解速度依次下降至1.7×10-5、9.1×10-6和1.1×10-5 mol-1·dm3·s-1.推测是因为pH值影响酶总净电荷和外表面电荷分布, 进而影响酶活性和稳定性(Mani et al., 2016).随着pH上升, 过量OH-可以在T2、T3铜站点结合, 防止T1和T2、T3中心之间内部电子转移键, 使酶活性受到抑制，催化能力减弱(Christwardana, 2017).pH在逐渐增大时, Fe2+与OH-形成氢氧化物沉淀, 耗损Fe2+, 不利于·OH生成.尽管碳毡电池在pH为3时降解速度最快, 但pH值较低(pH=3)也降低固定化漆酶的活性, 从而降低降解速率.
3.2.4 漆酶浓度对漆酶修饰阴极降解聚醚废水的影响在pH为4, Fe2+浓度为10 mmol·L-1时, 改变包埋漆酶浓度(1、7、10 mg·mL-1), 与降解率最低(5%)的断路条件下MFC-E (pH为4, Fe2+浓度为1 mmol·L-1, 漆酶浓度为1 mg·mL-1)作为对照(图 11), 探讨24 h内对降解聚醚废水COD的影响, 结果如图 8所示.当漆酶浓度达7 mg·mL-1时, 聚醚废水最大COD降解率68.1%.推测是因增加固定化漆酶含量, 在通氧条件下, 传递更多电子至氧分子上, 加速酶中心的铜离子与H2O2反应, 促进更多·OH生成, 催化更多的底物氧化, 提高聚醚废水中的有机物降解率(Cannatelli et al., 2015).但当漆酶浓度增加至10 mg·mL-1时, 聚醚废水降解率下降8.1%, 在一定程度上说明氧气存在条件下, 漆酶通过其中心4个铜离子协同传递电子和价态变化催化有机污染物氧化(Ivanec-Goranina et al., 2015).当漆酶在最适浓度时, 电子被消耗完, 无法提供漆酶电子来催化底物, 再增加漆酶的浓度反而使COD降解率降低.
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| 图 11 不同阴极情况下的电池对聚醚废水降解的影响 Fig. 11 Effect of MFCs with different cathode modified by Laccase on degradation of polyether wastewater |
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| 图 8 漆酶浓度对降解聚醚废水的影响 Fig. 8 Effect of laccase concentration on degradation of polyether wastewater |
三维荧光光谱具有灵敏度高, 选择性好, 不破坏样品结构等优点, 可提供完整谱图信息来分析水质中的污染物降解情况(施俊等, 2011).
在pH为4, Fe2+浓度为10 mmol·L-1, 漆酶浓度为7 mg·mL-1时, 图 9显示MFC-electro-Fenton工艺对聚醚废水降解的三维荧光光谱.图 9a是稀释50倍降解0 h的原水荧光谱图, 9b、9c和9d是稀释5倍降解4、10和24 h的水样荧光谱图.在图 9a中出现3个完整峰Em/Ex: 350~450 nm/ 0~5 nm、Ex/Em: 340~470 nm/ 7~18 nm和Em/Ex: 390~440 nm/ 26~33 nm.增加MFC-electro-Fenton工艺对聚醚废水的降解时间, 图 9b、9c和9d中只出现1个完整峰.峰Em/Ex: 350~450 nm/ 0~5 nm在降解24 h后已消失, 峰Ex/Em: 340~470 nm/7~18 nm和峰Em/Ex: 390~440 nm/ 26~33 nm的荧光强度在减弱, 峰面积在减小.根据Lambert-Beer定律可知, 低浓度范围内荧光强度与物质浓度呈线性关系(陈诗雨等, 2015).推测聚醚废水中的双酚和甲苯二胺等芳香族的荧光物质被·OH降解, 致其浓度降低.
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| 图 9 0(a)、4(b)、12(c)和24 h(d)的聚醚废水降解三维荧光光谱图 Fig. 9 Three-dimensional fluorescence spectra of polyether wastewater degradation by 0 h(a), 4 h(b), 12 h(c) and 24 h(d) |
本研究测量的电压实际是电阻两端的电压, 间接反映了电池的性能.当它电压值低于100 mV时, 更换两室的溶液, 这称其为一个周期, 每个周期大约能持续144 h.图 10a显示了阴极为碳毡和漆酶/海藻酸钠/碳毡的1个周期的电压变化.两者都先缓慢增长, 在13 h后快速增长, 32 h后进入稳定期, 稳定时间大约持续45 h, 稳定期过后电压开始下降, 说明电池性能良好.漆酶修饰阴极后, 最大电压为548 mV, 比碳毡电池提高21.8%.阴极反应可以提高微生物燃料电池的电位和电流, 漆酶包埋提高了生物燃料电池阴极的性能(Gouranlou et al., 2016), 促进电压的增加.同时, 本实验在1、2、4、8、12、24 h时取样测H2O2的浓度.图 10b显示了H2O2的浓度与时间的变化关系.从图 10b中可以看出, 随着电池的运行, 两者电极的H2O2浓度逐渐增加, 漆酶修饰的阴极最高可产生3.14 mg·mL-1H2O2, 比碳毡阴极提高了25.6%.这是因为Nafion膜可以促进漆酶和电极的电活性域之间的电子交换(Luo et al., 2010).漆酶可以将电子更有目标地传递到阴极的氧分子, 加强了系统的电子传递, 促进生成更多H2O2, 提高了整个系统的输出电压, 提高了MFC的产电性能和H2O2的浓度.
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| 图 10 MFC一个周期内的输出电压曲线图(a)和一个周期内H2O2浓度与时间的关系(b) Fig. 10 The output voltage of MFC (a) and the H2O2 concentration variation (b) in one batch |
表 2显示5类不同阴极情况的电池(MFC-E, F, G, H和I), 阳极为碳毡, 阴极为漆酶/海藻酸钠/碳毡.在pH为4, Fe2+浓度为10 mmol·L-1, 漆酶浓度为1 mg·mL-1时, 探讨不同条件下漆酶阴极对聚醚废水降解的影响, 如图 11所示.MFC-E对聚醚废水降解仅5%, 说明在开路状态下, 电池的电极材料对废水的吸附影响是微小的, 推测是因没有电子传递至阴极, 未生成·OH所致.MFC-F、MFC-G和MFC-H降解率为9%、11.3%和62.2%.在一定程度上说明电子、O2和Fe2+是构成MFC-Fenton工艺必不可少的条件. MFC-I是每隔1 h滴加30%的3 mg·L-1 H2O2, 持续滴加13 h, 降解92.1%的聚醚废水.从MFC-H和MFC-I两电池中看出H2O2的浓度对降解聚醚废水起关键作用, 推测因为提高H2O2浓度就增加·OH含量, 提高废水降解率.
| 表 2 漆酶修饰下5种不同阴极室情况的电池 Table 2 Five MFCs with different cathode conditions modified by Laccase |
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1) 在微生物燃料电池阴极中成功构建电芬顿体系降解阴极室聚醚废水.当pH为3, Fe2+浓度为10 mmol·L-1, 阴极室聚醚废水COD降解率为51.9%.
2) 漆酶包埋修饰阴极强化对聚醚废水的降解.当pH为4, 漆酶浓度为7 mg·mL-1时, 阴极室聚醚废水COD降解率68.1%, 比碳毡阴极提高28%.同时漆酶包埋修饰阴极提高电池21.8%的电压和25.6% H2O2的浓度.在三维荧光光谱中, MFC-electro-Fenton降解了聚醚废水中双酚和甲苯二胺等荧光物质.
3) 在MFC-electro-Fenton工艺降解聚醚废水中, H2O2浓度起关键作用.
Asghar A, Abdul Aziz A R, Mohd A W D W. 2015. Advanced oxidation processes for in-situ production of hydrogen peroxide/hydroxyl radical for textile wastewater treatment:a review[J]. Journal of Cleaner Production, 87(2): 826–838.
|
Asgher M, Noreen S, Bilal M. 2017. Enhancement of catalytic, reusability, and long-term stability features of Trametes versicolor, IBL-04 laccase immobilized on different polymers[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 95: 54–62.
DOI:10.1016/j.ijbiomac.2016.11.012
|
Bakhshian S, Kariminia H R, Roshandel R. 2011. Bioelectricity generation enhancement in a dual chamber microbial fuel cell under cathodic enzyme catalyzed dye decolorization[J]. Bioresource Technology, 102(12): 6761–6765.
DOI:10.1016/j.biortech.2011.03.060
|
Chen F, Zhao X, Liu H, et al. 2014. Reaction of Cu(CN)32-, with H2O2, in water under alkaline conditions:Cyanide oxidation, Cu+/Cu2+, catalysis and H2O2, decomposition[J]. Applied Catalysis B Environmental, 158-159(3): 85–90.
|
Chen F, Xie S, Huang X, et al. 2017. Ionothermal synthesis of Fe3O4 magnetic nanoparticles as efficient heterogeneous Fenton-like catalysts for degradation of organic pollutants with H2O2[J]. Journal of Hazardous Materials, 322: 152–162.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.02.073
|
Cannatelli M D, Ragauskas A J. 2015. Laccase-catalyzed synthesis of 2, 3-ethylenedithio-1, 4-quinones[J]. Journal of Molecular Catalysis B Enzymatic, 119: 85–89.
DOI:10.1016/j.molcatb.2015.05.016
|
Christwardana M. 2017. Combination of physico-chemical entrapment and crosslinking of low activity laccase-based biocathode on carboxylated carbon nanotube for increasing biofuel cell performance[J]. Enzyme & Microbial Technology, 106: 1–10.
|
陈诗雨, 李燕, 李爱民. 2015. 溶解性有机物研究中三维荧光光谱分析的应用[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(5): 64–68.
|
D'Souza J, George B, Camargo R, et al. 2015. Synthesis and characterization ofbio-polyols through the oxypropylation of bark and alkaline extracts of bark[J]. Industrial Crops and Products, 76: 1–11.
DOI:10.1016/j.indcrop.2015.06.037
|
Daâssi D, Rodríguez-Couto S, Nasri M, et al. 2014. Biodegradation of textile dyes by immobilized laccase from Coriolopsis gallica, into Ca-alginate beads[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 90(1): 71–78.
|
Dios M A F D, Iglesias O, Bocos E, et al. 2014. Application of benthonic microbial fuel cells and electro-Fenton process to dye decolourisation[J]. Journal of Industrial & Engineering Chemistry, 20(5): 3754–3760.
|
冯俊生, 林琦, 顾娇娇, 等. 2014. Fenton-UASB-BAC处理高浓度聚醚废水[J]. 常州大学学报, 2014, 26(4): 54–58.
|
Feng C H, Li F B, Mai H J, et al. 2010. Bio-electro-fenton process driven by microbial fuel cell for wastewater treatment[J]. Environmental Science & Technology, 44(5): 1875–1880.
|
Fu L, You S J, Zhang G Q, et al. 2010. Degradation of azo dyes using in-situ, Fenton reaction incorporated into H2O2 -producing microbial fuel cell[J]. Chemical Engineering Journal, 160(1): 164–169.
DOI:10.1016/j.cej.2010.03.032
|
付乾, 李俊, 朱恂, 等. 2010. 自然光照条件下可再生的微生物燃料电池阴极体系[J]. 中国科学:技术科学, 2010, 40(10): 1208–1213.
|
Gouranlou F, Ghourchian H. 2016. Ethanol/O2 biofuel cell using a biocathode consisting of laccase/HOOC-MWCNTs/polydiallyldimethyl ammonium chloride[J]. Enzyme & Microbial Technology, 86: 127–133.
|
Ivanec-Goranina R, Kulys J, Bachmatova I, et al. 2015. Laccase-catalyzed bisphenol A oxidation in the presence of 10-propyl sulfonic acid phenoxazine[J]. Journal of Environmental Sciences, 30(4): 135–139.
|
Jampala P, Preethi M, Ramanujam S, et al. 2017. Immobilization of levan-xylanase nanohybrid on an alginate bead improves xylanase stability at wide pH and temperature[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 95: 843–849.
DOI:10.1016/j.ijbiomac.2016.12.012
|
刘睿, 高艳梅, 王晓慧, 等. 2017. 水力停留时间对MFC-A2/O工艺处理生活污水的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(2): 680–685.
|
梁鹏, 范明志, 曹效鑫, 等. 2007. 微生物燃料电池表观内阻的构成和测量[J]. 环境科学, 2007, 28(8): 1894–1898.
|
Le T T, Murugesan K, Lee C S, et al. 2016. Degradation of synthetic pollutants in real wastewater using laccase encapsulated in core-shell magnetic copper alginate beads[J]. Bioresource Technology, 216: 203–210.
DOI:10.1016/j.biortech.2016.05.077
|
Lu J, Shi Y, Ji Y, et al. 2016. Transformation of triclosan by laccase catalyzed oxidation:The influence of humic acid-metal binding process[J]. Environmental Pollution, 220: 1418–1423.
|
Lai C Y, Wu C H, Meng C T, et al. 2017. Decolorization of azo dye and generation of electricity by microbial fuel cell with laccase-producing white-rot fungus on cathode[J]. Applied Energy, 188: 392–398.
DOI:10.1016/j.apenergy.2016.12.044
|
Luo H, Jinb S, Fallgren P H, et al. 2010. A novel laccase-catalyzed cathode for microbial fuel cells[J]. Chemical Engineering Journal, 165(2): 524–528.
DOI:10.1016/j.cej.2010.09.061
|
李建斐, 李一兵, 孙猛, 等. 2016. 纳米Fe3C/炭纤维非均相电芬顿降解二甲基砷的研究[J]. 环境科学学报, 2016, 36(9): 3230–3236.
|
Mani P, Keshavarz T, Chandra T S, et al. 2016. Decolourisation of Acid orange 7 in a microbial fuel cell with a laccase-based biocathode:Influence of mitigating pH changes in the cathode chamber[J]. Enzyme and Microbial Technology, 96: 170–176.
|
庞婷, 张丽华, 汪存东, 等. 2016. Fenton-混凝法处理共聚醚废水的研究[J]. 应用化工, 2016, 5(3): 472–475.
|
Prasain K, Nguyen T D, Gorman M J, et al. 2012. Redox potentials, laccase oxidation, and antilarval activities of Substituted phenols[J]. Bioorganic & Medicinal Chemistry, 20(5): 1679–1689.
|
Pan T, Sun Y J, Wang X L, et al. 2014. Influence of counteranions on catalytic ability of immobilized laccase in Cu-alginate matrices:Inhibition of chloride and activation of acetate[J]. Chinese Chemical Letters, 25(7): 983–988.
DOI:10.1016/j.cclet.2014.05.045
|
Rauf M A, Ashraf S S. 2009. Radiation induced degradation of dyes—an overview[J]. Journal of Hazardous Materials, 166(1): 6–16.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.11.043
|
释秀鹏, 朱小梅, 陆曦, 等. 2012. 聚醚多元醇废水生化强化试验研究[J]. 水处理技术, 2012, 38(5): 77–79.
|
孙彩玉, 邸雪颖, 于宏洲, 等. 2015. 双室微生物燃料电池处含银废水的产电性研究[J]. 环境科学学报, 2015, 35(5): 1444–1448.
|
Shi H, Peng J, Li J, et al. 2016. Laccase-catalyzed removal of the antimicrobials chlorophene and dichlorophen from water:Reaction kinetics, pathway and toxicity evaluation[J]. Journal of Hazardous Materials, 317: 81–89.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.05.064
|
施俊, 王志刚, 封克. 2011. 水体溶解有机物三维荧光光谱表征技术及其在环境分析中的应用[J]. 大气与环境光学学报, 2011, 6(4): 243–251.
|
王慧, 文湘华, 刘广利, 等. 1999. 聚醚废水处理工艺研究[J]. 中国环境科学, 1999, 19(3): 273–276.
|
钟飞, 彭波. 2009. 组合生化法处理难降解聚醚废水的工程实践[J]. 工业水处理, 2009, 29(10): 65–68.
|
张永娟, 李永峰, 刘春研, 等. 2012. 利用双室微生物燃料电池处理模拟废水的产电特性研究[J]. 环境科学, 2012, 33(7): 2427–2431.
|