聚醚又稱聚醚多元醇,通常是以活潑氫基團(tuán)化合物作起始劑,再與環(huán)氧化合物在催化劑作用下開環(huán)聚合而成.聚醚廢水由聚氨酯、造紙、日化和機(jī)械等工業(yè)產(chǎn)生,直接被排放常常危害水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)和河流生態(tài)環(huán)境,甚至通過食物鏈富集損害人體健康.因聚醚廢水成分復(fù)雜,有異味且呈酸性,COD高(一般10~30g˙L-1).目前處理聚醚廢水工藝主要有陶瓷膜技術(shù),厭氧生物濾池-接觸氧化工藝和厭氧-好氧工藝等,但聚醚廢水中含有大量醇羥基,傳統(tǒng)物理化學(xué)方法難以處理.例如Fenton-混凝處理共聚醚需要外加H2O2,帶來安全隱患;利用Fenton-UASB-BAC組合工藝降解聚醚廢水,工藝繁瑣成本巨大;利用生化強(qiáng)化池處理聚醚廢水,成本大且遺留藥劑易造成二次污染.需尋求一種高效環(huán)保降解聚醚廢水的方法.微生物燃料電池-電芬頓在處理廢水時(shí)也收獲電能,底物來源廣泛,操作條件溫和,無二次污染,在能源與環(huán)境領(lǐng)域有廣闊前景.

2010年,微生物燃料電池-電芬頓技術(shù)已見報(bào)道它是將微生物燃料電池(MFC)和電芬頓反應(yīng)(Electro-Fenton)相結(jié)合,在以氧氣為電子受體的MFC中加入Fe2+形成˙OH(E=2.8V),將有機(jī)污染物質(zhì)氧化成CO2、H2O或礦物鹽.但微生物燃料電池也有許多制約因素如自身內(nèi)阻大功率輸出低;水中低濃度溶解氧在碳電極表面氧化還原活性低,需要貴金屬陰極催化劑來催化,增加裝置成本.

為提高M(jìn)FC-electro-Fenton性能,研究人員大力探索廉價(jià)陰極催化劑.漆酶是一類中心含有銅的氧化還原酶,廣泛應(yīng)用酚類、芳香胺和染料等污染物降解,是綠色廉價(jià)生物催化劑.它催化過程是底物的單電子氧化即漆酶把底物反應(yīng)生成的電子轉(zhuǎn)移到氧分子上,進(jìn)而將氧還原為水,同時(shí)酶中心銅離子被還原和底物被催化氧化.一般水中的Cu2+/Cu+的離子氧化還原電位僅0.15V,而漆酶催化的離子氧化反應(yīng)具有較高的氧化電位(>0.68V).利用漆酶來修飾陰極,將電子更有目標(biāo)傳遞到陰極氧分子上,促進(jìn)H2O2產(chǎn)生,同時(shí)酶中心銅離子被底物還原時(shí)與H2O2結(jié)合生成更多的˙OH,增加陰極的氧化還原電位來降解聚醚廢水.漆酶突出的催化特性使它的底物具有廣泛性,催化反應(yīng)復(fù)雜性,且生成的產(chǎn)物具有環(huán)境友好性.但是游離在水中的漆酶有高溶解性,且重用性差,易變性失活,利用海藻酸鈉和氯化鈣將漆酶固定在碳?xì)直砻?有利于保持漆酶活性.因此海藻酸鈉固定漆酶是漆酶修飾陰極的有效途徑

目前，國(guó)內(nèi)外MFC-electro-Fenton工藝降解聚醚廢水研究鮮見報(bào)道.現(xiàn)有報(bào)道多集中在MFC中研究漆酶的陰極催化效能.本實(shí)驗(yàn)構(gòu)建微生物燃料電池-電-芬頓體系降解聚醚廢水,用漆酶包埋修飾碳?xì)株帢O,以陰極室聚醚廢水為研究對(duì)象,與未修飾的碳?xì)株帢O電池對(duì)比,考察漆酶包埋修飾陰極對(duì)MFC-electro-Fenton產(chǎn)電性能和聚醚廢水強(qiáng)化降解效果,為MFC-electro-Fenton研究擴(kuò)展思路.

1材料與方法(Materialsandmethods)

1.1樣品與實(shí)驗(yàn)試劑

聚醚廢水COD為(30000±200)mg˙L-1,實(shí)驗(yàn)前密封避光保存;深紅紅螺菌397;漆酶;碳?xì)?海藻酸鈉;H3PO4、KH2PO4、CO(NH2)2、NaOH、CaCl2和FeSO4˙7H2O均為分析純.

1.2MFC的構(gòu)建

實(shí)驗(yàn)用有機(jī)玻璃制作雙室H型MFC,凈體積125mL(5cm×5cm×5cm).陰陽(yáng)極室溶液體積110mL聚醚廢水,陽(yáng)極室聚醚廢水COD(10000±200)mg˙L-1,陰極室廢水COD(2500±100)mg˙L-1.陽(yáng)陰電極間用銅導(dǎo)線連接且外接電阻構(gòu)成回路.質(zhì)子交換膜面積25cm2,陽(yáng)極室安裝攪拌器,陰極室安裝曝氣通氧氣.電極為碳?xì)?有效面積9cm2.裝置如圖1所示.

圖1微生物燃料電池-電芬頓的裝置和原理圖

1.3微生物馴養(yǎng)

稀釋1000mL聚醚廢水至COD10000mg˙L-1,添加氮源CO(NH2)2和磷源KH2PO4,經(jīng)過多次預(yù)實(shí)驗(yàn)以COD為碳源分別設(shè)置C:N:P分別為(200:5:1,100:10:5,100:5:1),最終確定C:N:P≈100:5:1效果最優(yōu).經(jīng)前期實(shí)驗(yàn)篩選ShewanelladecolorationisS12和深紅紅螺菌397對(duì)COD10000mg˙L-1聚醚廢水進(jìn)行處理(降解率36.7%和40.2%),結(jié)果發(fā)現(xiàn)深紅紅螺菌397菌效果最優(yōu).后將200mL深紅紅螺菌397菌液置于聚醚廢水中攪拌均勻密封厭氧培養(yǎng).每隔3d測(cè)1次COD、N和P.后添加碳氮磷源維持維持C、N、P之比.微生物在電池啟動(dòng)前3個(gè)月內(nèi)馴養(yǎng).

1.4漆酶包埋修飾陰極

稱取0.25g海藻酸鈉加去離子水(9.75mL)經(jīng)80℃水浴攪拌成膠體(膠體涂抹至碳?xì)蛛姌O兩面制備為未包埋的陰極電極).膠體冷卻至室溫添加0.11、0.77和1.1g漆酶(濃度1、7和10mg˙mL-1),將漆酶與海藻酸鈉攪拌并均勻涂抹碳?xì)蛛姌O,放至100mL4%氯化鈣溶液中固定12h,后取出電極用生理鹽水沖洗,放入蒸餾水中至待用(制備為漆酶包埋修飾陰極).

1.5水質(zhì)分析

采用國(guó)標(biāo)GB11914-89法、納氏試劑分光光度法和鉬酸銨分光光度法測(cè)定COD、氨氮和總磷.H2O2的測(cè)定:從陰極室取3mL溶液,經(jīng)0.45μm濾膜處理,由H2O2快速測(cè)定儀(LOVIBOND-ET8600,Germany)測(cè)定,測(cè)試波長(zhǎng)為528nm,檢測(cè)限為0.05mg˙L-1.利用掃描電子顯微鏡能譜儀(SEM&EDS,JSM6360LA&EX54175JMU)制作SEM圖.三維熒光光譜圖是CaryEclipse熒光分光光度計(jì),配1cm石英比色皿,蒸餾水為空白,進(jìn)行掃描而制得,橫坐標(biāo)代表發(fā)射波長(zhǎng)(Em),縱坐標(biāo)代表激發(fā)波長(zhǎng)(Ex).激發(fā)光源為150W氙燈,Ex間距5nm,Em間距2nm,掃描區(qū)域：Ex=220~400nm,Em=280~550nm.

1.6電化學(xué)測(cè)量

電壓U用萬用電壓表(優(yōu)利德UT30,電壓量程為0~2000mV,分辨力為1mV,準(zhǔn)確度±(0.5%+2))測(cè)定(張永娟等,2012).

??????

(1)

式中,I為電流密度(mA˙cm-2),U為輸出電壓(mV),A為陰極有效面積(cm2),R外為外電阻(Ω),如無特殊說明,外接電阻為1000Ω.

2結(jié)果與討論(Resultsanddiscussion)

2.1碳?xì)株帢O對(duì)聚醚廢水降解動(dòng)力學(xué)的影響

2.1.1碳?xì)株帢O對(duì)聚醚廢水的降解

4類不同陰極室的碳?xì)蛛姵剡\(yùn)行條件見表1.在pH為4,Fe2+濃度為1mmol˙L-1,不同處理?xiàng)l件下,24h碳?xì)株帢O對(duì)聚醚廢水降解影響見圖2.MFC-A是在斷路條件下聚醚廢水的降解率僅3.2%.MFC-B是缺少O2條件下聚醚廢水降解率8.8%,MFC-C是缺少Fe2+條件下聚醚廢水降解率10.3%,MFC-D是Fe2+濃度為1mmol˙L-1通O2條件下聚醚廢水降解率31%.推測(cè)在微生物燃料電池陰極構(gòu)建的電芬頓體系可處理聚醚廢水.

圖2碳?xì)株帢O對(duì)聚醚廢水的降解(在ct/c0中,c0是初始COD值,ct是反應(yīng)t時(shí)刻的COD,顯示數(shù)據(jù)是3個(gè)獨(dú)立實(shí)驗(yàn)的平均值和標(biāo)準(zhǔn)偏差)

2.1.2溶液初始pH對(duì)聚醚廢水降解動(dòng)力學(xué)影響

在Fe2+濃度為1mmol˙L-1時(shí),調(diào)節(jié)不同的溶液初始pH為3、4、7、10,與斷路條件下pH為3、4、7、10作對(duì)照,探討24h對(duì)聚醚廢水的降解,如圖3所示.從圖3a中看出,pH為的3聚醚廢水COD降解率最大36.7%,最有利于微生物電芬頓反應(yīng).但隨著pH值增加,降低了聚醚廢水的降解速率.當(dāng)pH值由3~10,聚醚廢水降解率從36.7%下降至23.5%.將圖3a的數(shù)據(jù)進(jìn)行二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程(1)擬合,降解動(dòng)力學(xué)如圖3b所示.當(dāng)pH為3時(shí),k=7.2×10-6mol-1˙dm3˙s-1,降解速度最快.當(dāng)pH值上升至10,降解速率常數(shù)從7.2×10-6mol-1˙dm3˙s-1下降至4.8×10-6mol-1˙dm3˙s-1,在一定程度上這表明高pH值不利于聚醚廢水降解.

圖3

圖3溶液初始pH對(duì)聚醚廢水的降解(a)和pH對(duì)聚醚廢水的降解動(dòng)力學(xué)影響(b)

式中,k為速率常數(shù)(mol-1˙dm-3˙s-1).

2.1.3Fe2+的濃度對(duì)聚醚廢水降解的影響

以碳?xì)譃殛帢O,在pH為3,外加FeSO4˙7H2O調(diào)節(jié)Fe2+濃度(0、1、2、5、7、10、12mmol˙L-1)探討24h對(duì)聚醚廢水的降解情況,結(jié)果如圖4所示.隨著Fe2+濃度增加(1~10mmol˙L-1),COD降解速率從36.7%上升至51.9%,在一定程度上Fe2+濃度對(duì)降解速率有積極的影響.推測(cè)是因?yàn)镸FC穩(wěn)定運(yùn)行過程中產(chǎn)生一定量H2O2,Fe2+濃度增加提高˙OH的產(chǎn)量,從而促進(jìn)COD降解率的提高.當(dāng)Fe2+的濃度為10mmol˙L-1,聚醚廢水COD降解率51.9%.相反當(dāng)Fe2+濃度達(dá)12mmol˙L-1,COD降解率卻下降至44.7%.表明較高濃度Fe2+會(huì)消耗˙OH.盡管˙OH氧化有機(jī)污染物的反應(yīng)速率大于氧化Fe2+,但˙OH仍存在部分消耗.此外過多的Fe2+會(huì)瞬時(shí)產(chǎn)生很多˙OH,與H2O2產(chǎn)生反應(yīng),從而消耗˙OH和H2O2,進(jìn)而影響聚醚廢水降解(反應(yīng)式見(2)(3)(4)).

(3)

(4)

(5)

圖4

圖4Fe2+濃度對(duì)聚醚廢水的降解影響

2.2漆酶修飾陰極對(duì)聚醚廢水降解效果的影響

2.2.1海藻酸鈉固定化漆酶形貌分析

運(yùn)用SEM對(duì)純漆酶粉末、海藻酸鈉/碳?xì)趾秃Ｔ逅徕c/漆酶/碳?xì)蛛姌O進(jìn)行300倍觀測(cè),如圖5所示.圖5a是漆酶粉末SEM,呈不規(guī)則的球形狀態(tài),圖5b是海藻酸鈉/碳?xì)蛛姌OSEM,表面光滑,有絲狀裂痕,呈無球形體,圖5c是海藻酸鈉/漆酶/碳?xì)諷EM,呈不規(guī)則球形,與純漆酶結(jié)構(gòu)相似,呈凸起狀,說明漆酶主要是被海藻酸鈉包埋在內(nèi).從圖5b和5c看出海藻酸鈉固定漆酶是將漆酶包埋在內(nèi).

圖5

圖5海藻酸鈉/碳?xì)?a)和海藻酸鈉/漆酶/碳?xì)?b)、純漆酶(c)電極300倍下電鏡掃描圖

2.2.2海藻酸鈉固定漆酶對(duì)COD降解動(dòng)力學(xué)的影響

本研究選擇海藻酸鈉作為包埋材料,因其是一種天然多糖碳水化合物,具有價(jià)格低廉,固定化成型方便和傳質(zhì)性能好等優(yōu)點(diǎn),是固定漆酶的良好材料.

圖6顯示在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1時(shí),利用制成的海藻酸鈉/碳?xì)趾推崦?海藻酸鈉/碳?xì)株帢O探討海藻酸鈉固定漆酶對(duì)降解聚醚廢水的影響.圖6a說明漆酶/海藻酸鈉/碳?xì)株帢O對(duì)聚醚廢水COD的降解率為62.2%,而海藻酸鈉/碳?xì)趾吞細(xì)株帢O僅為35.4%和40.1%;將圖6a的數(shù)據(jù)進(jìn)行二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合,結(jié)果如圖6b所示.用漆酶包埋修飾的陰極對(duì)聚醚廢水降解速度(k=2.5×10-5mol-1˙dm3˙s-1)最快.因?yàn)槠崦冈谕ㄑ跗貧鈺r(shí),酶中心銅離子被還原與H2O2反應(yīng),促進(jìn)更多˙OH生成,加速降解聚醚廢水.然而海藻酸鈉/碳?xì)株帢O降解速度(k=7.5×10-6mol-1˙dm3˙s-1)慢于碳?xì)株帢O降解速度(k=8.6×10-6mol-1˙dm3˙s-1)和漆酶/海藻酸鈉/碳?xì)株帢O降解速度.結(jié)果表明海藻酸鈉對(duì)提升聚醚廢水COD降解率影響微小,對(duì)促進(jìn)聚醚廢水降解效率的主要是漆酶包埋修飾.

圖6

圖63種不同陰極對(duì)聚醚廢水的降解(a)和不同陰極對(duì)COD降解動(dòng)力學(xué)的影響(b)

2.2.3溶液初始pH對(duì)COD降解動(dòng)力學(xué)的影響

漆酶是一種來源于米曲霉菌種的酶,pH范圍是3~5.5,最適pH為4,過高和過低的pH會(huì)抑制酶的活性.在Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶的濃度為1mg˙mL-1條件下,調(diào)節(jié)不同pH為3、4、4.5、5、5.5,與在斷路條件下pH為3、4、4.5、5、5.5作對(duì)照,探討24h對(duì)聚醚廢水的降解影響,如圖7所示.在圖7a中,pH為4,聚醚廢水COD降解率最高62.2%.隨著pH值提高至5.5,COD降解率從66.2%下降至41.8%.pH為3時(shí),聚醚廢水降解率僅為44.9%.將圖7a的數(shù)據(jù)進(jìn)行二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合,降解動(dòng)力學(xué)如圖7b所示,當(dāng)pH為4,漆酶修飾的陰極對(duì)聚醚廢水的降解速度最快(k=2.5×10-5mol-1˙dm3˙s-1).因在酸性條件下(pH為4),固定化漆酶穩(wěn)定性好,活性化最大,傳遞更多電子至氧分子上.漆酶將氧還原為水時(shí),酶中心的銅離子與H2O2積極發(fā)生如式(1)和(2)的反應(yīng),促進(jìn)生成更多˙OH,來降解有機(jī)物.同時(shí)漆酶自身也在催化有機(jī)污染物.

(1)

(2)

圖7

圖7溶液初始pH對(duì)聚醚廢水的降解(a)和pH對(duì)COD降解動(dòng)力學(xué)影響(b)

但當(dāng)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1.1×10-5mol-1˙dm3˙s-1.推測(cè)是因?yàn)閜H值影響酶總凈電荷和外表面電荷分布,進(jìn)而影響酶活性和穩(wěn)定性(Manietal.,2016).隨著pH上升,過量OH-可以在T2、T3銅站點(diǎn)結(jié)合,防止T1和T2、T3中心之間內(nèi)部電子轉(zhuǎn)移鍵,使酶活性受到抑制，催化能力減弱.pH在逐漸增大時(shí),Fe2+與OH-形成氫氧化物沉淀,耗損Fe2+,不利于˙OH生成.盡管碳?xì)蛛姵卦趐H為3時(shí)降解速度最快,但pH值較低(pH=3)也降低固定化漆酶的活性,從而降低降解速率.

2.2.4漆酶濃度對(duì)漆酶修飾陰極降解聚醚廢水的影響

在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1時(shí),改變包埋漆酶濃度(1、7、10mg˙mL-1),與降解率最低(5%)的斷路條件下MFC-E(pH為4,Fe2+濃度為1mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1)作為對(duì)照(圖11),探討24h內(nèi)對(duì)降解聚醚廢水COD的影響,結(jié)果如圖8所示.當(dāng)漆酶濃度達(dá)7mg˙mL-1時(shí),聚醚廢水最大COD降解率68.1%.推測(cè)是因增加固定化漆酶含量,在通氧條件下,傳遞更多電子至氧分子上,加速酶中心的銅離子與H2O2反應(yīng),促進(jìn)更多˙OH生成,催化更多的底物氧化,提高聚醚廢水中的有機(jī)物降解率.但當(dāng)漆酶濃度增加至10mg˙mL-1時(shí),聚醚廢水降解率下降8.1%,在一定程度上說明氧氣存在條件下,漆酶通過其中心4個(gè)銅離子協(xié)同傳遞電子和價(jià)態(tài)變化催化有機(jī)污染物氧化.當(dāng)漆酶在最適濃度時(shí),電子被消耗完,無法提供漆酶電子來催化底物,再增加漆酶的濃度反而使COD降解率降低.

圖11

圖11不同陰極情況下的電池對(duì)聚醚廢水降解的影響

圖8

圖8漆酶濃度對(duì)降解聚醚廢水的影響

2.2.5三維熒光光譜分析

三維熒光光譜具有靈敏度高,選擇性好,不破壞樣品結(jié)構(gòu)等優(yōu)點(diǎn).

在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為7mg˙mL-1時(shí),圖9顯示MFC-electro-Fenton工藝對(duì)聚醚廢水降解的三維熒光光譜.圖9a是稀釋50倍降解0h的原水熒光譜圖,9b、9c和9d是稀釋5倍降解4、10和24h的水樣熒光譜圖.在圖9a中出現(xiàn)3個(gè)完整峰Em/Ex:350~450nm/0~5nm、Ex/Em:340~470nm/7~18nm和Em/Ex:390~440nm/26~33nm.增加MFC-electro-Fenton工藝對(duì)聚醚廢水的降解時(shí)間,圖9b、9c和9d中只出現(xiàn)1個(gè)完整峰.峰Em/Ex:350~450nm/0~5nm在降解24h后已消失,峰Ex/Em:340~470nm/7~18nm和峰Em/Ex:390~440nm/26~33nm的熒光強(qiáng)度在減弱,峰面積在減小.根據(jù)Lambert-Beer定律可知,低濃度范圍內(nèi)熒光強(qiáng)度與物質(zhì)濃度呈線性關(guān)系.推測(cè)聚醚廢水中的雙酚和甲苯二胺等芳香族的熒光物質(zhì)被˙OH降解,致其濃度降低.

圖9

圖90(a)、4(b)、12(c)和24h(d)的聚醚廢水降解三維熒光光譜圖

2.3漆酶修飾陰極對(duì)H2O2的濃度影響

2.3.1提高M(jìn)FC的產(chǎn)電性能和H2O2的濃度

本研究測(cè)量的電壓實(shí)際是電阻兩端的電壓,間接反映了電池的性能.當(dāng)它電壓值低于100mV時(shí),更換兩室的溶液,這稱其為一個(gè)周期,每個(gè)周期大約能持續(xù)144h.圖10a顯示了陰極為碳?xì)趾推崦?海藻酸鈉/碳?xì)值?個(gè)周期的電壓變化.兩者都先緩慢增長(zhǎng),在13h后快速增長(zhǎng),32h后進(jìn)入穩(wěn)定期,穩(wěn)定時(shí)間大約持續(xù)45h,穩(wěn)定期過后電壓開始下降,說明電池性能良好.漆酶修飾陰極后,最大電壓為548mV,比碳?xì)蛛姵靥岣?1.8%.陰極反應(yīng)可以提高微生物燃料電池的電位和電流,漆酶包埋提高了生物燃料電池陰極的性能,促進(jìn)電壓的增加.同時(shí),本實(shí)驗(yàn)在1、2、4、8、12、24h時(shí)取樣測(cè)H2O2的濃度.圖10b顯示了H2O2的濃度與時(shí)間的變化關(guān)系.從圖10b中可以看出,隨著電池的運(yùn)行,兩者電極的H2O2濃度逐漸增加,漆酶修飾的陰極最高可產(chǎn)生3.14mg˙mL-1H2O2,比碳?xì)株帢O提高了25.6%.這是因?yàn)镹afion膜可以促進(jìn)漆酶和電極的電活性域之間的電子交換.漆酶可以將電子更有目標(biāo)地傳遞到陰極的氧分子,加強(qiáng)了系統(tǒng)的電子傳遞,促進(jìn)生成更多H2O2,提高了整個(gè)系統(tǒng)的輸出電壓,提高了MFC的產(chǎn)電性能和H2O2的濃度.

圖10

圖10MFC一個(gè)周期內(nèi)的輸出電壓曲線圖(a)和一個(gè)周期內(nèi)H2O2濃度與時(shí)間的關(guān)系(b)

2.3.2H2O2濃度對(duì)漆酶修飾陰極降解聚醚廢水的影響

表2顯示5類不同陰極情況的電池(MFC-E,F,G,H和I),陽(yáng)極為碳?xì)?陰極為漆酶/海藻酸鈉/碳?xì)?在pH為4,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,漆酶濃度為1mg˙mL-1時(shí),探討不同條件下漆酶陰極對(duì)聚醚廢水降解的影響,如圖11所示.MFC-E對(duì)聚醚廢水降解僅5%,說明在開路狀態(tài)下,電池的電極材料對(duì)廢水的吸附影響是微小的,推測(cè)是因沒有電子傳遞至陰極,未生成˙OH所致.MFC-F、MFC-G和MFC-H降解率為9%、11.3%和62.2%.在一定程度上說明電子、O2和Fe2+是構(gòu)成MFC-Fenton工藝必不可少的條件.MFC-I是每隔1h滴加30%的3mg˙L-1H2O2,持續(xù)滴加13h,降解92.1%的聚醚廢水.從MFC-H和MFC-I兩電池中看出H2O2的濃度對(duì)降解聚醚廢水起關(guān)鍵作用,推測(cè)因?yàn)樘岣逪2O2濃度就增加˙OH含量,提高廢水降解率.

3?結(jié)論(Conclusions)

1)在微生物燃料電池陰極中成功構(gòu)建電芬頓體系降解陰極室聚醚廢水.當(dāng)pH為3,Fe2+濃度為10mmol˙L-1,陰極室聚醚廢水COD降解率為51.9%.

2)漆酶包埋修飾陰極強(qiáng)化對(duì)聚醚廢水的降解.當(dāng)pH為4,漆酶濃度為7mg˙mL-1時(shí),陰極室聚醚廢水COD降解率68.1%,比碳?xì)株帢O提高28%.同時(shí)漆酶包埋修飾陰極提高電池21.8%的電壓和25.6%H2O2的濃度.在三維熒光光譜中,MFC-electro-Fenton降解了聚醚廢水中雙酚和甲苯二胺等熒光物質(zhì).

3)在MFC-electro-Fenton工藝降解聚醚廢水中,H2O2濃度起關(guān)鍵作用.

本文摘自：環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)