近年來(lái)，我國(guó)環(huán)境問(wèn)題突出，大氣污染形勢(shì)日益嚴(yán)峻，有機(jī)廢氣（VOCs）的排放成為大氣污染最嚴(yán)重的污染源之一[1,2]。VOCs是可揮發(fā)性有機(jī)物的統(tǒng)稱(chēng)，主要包括非甲烷總烴、含氧有機(jī)化合物等有機(jī)化合物。在紫外線(xiàn)照射下VOCs與大氣中的NOX反應(yīng)，產(chǎn)生臭氧等二次污染物，造成光化學(xué)污染[3]。其中，正己烷、庚烷和辛烷會(huì)影響人的中樞神經(jīng)系統(tǒng)[4]，多環(huán)芳烴[5]和含氯有機(jī)物具有致癌、致畸和致突變性。苯系污染物具有排放量大、污染面廣、難降解等特點(diǎn)，對(duì)人體健康和環(huán)境造成嚴(yán)重危害，因此，從源頭上控制VOCs排放勢(shì)在必行。

工業(yè)有機(jī)廢氣的處理技術(shù)主要包括熱破壞法、活性炭吸附、光氧化、等離子體、生物降解等。由于不同企業(yè)排放的VOCs成分、濃度、溫度等存在較大差異且波動(dòng)范圍較大，導(dǎo)致現(xiàn)有技術(shù)處理效果不佳，難以達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)的最低要求[6-11]。光催化技術(shù)因具有占地面積小、應(yīng)用范圍廣、運(yùn)行成本低、投資少、不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)勢(shì)而成為具有應(yīng)用潛能的VOCs處理技術(shù)。

Fujishima[12-14]研究了TiO2膜的光催化行為、光致雙親性O(shè)2-的產(chǎn)生、失活及TiO2的表面吸附作用等。Blake[15]列出了300多種可光催化降解處理的有機(jī)化合物，現(xiàn)已證明多種有機(jī)廢氣均能通過(guò)光催化進(jìn)行降解。

光催化技術(shù)以納米二氧化鈦光觸媒為原料，以紫外光為能源，激發(fā)價(jià)帶上的電子（e-）躍遷到導(dǎo)帶，在價(jià)帶上產(chǎn)生相應(yīng)的空穴（h+），生成具有極強(qiáng)氧化作用的活性氧和羥基自由基，將有機(jī)廢氣氧化分解成CO2和H2O，達(dá)到分解有機(jī)廢氣的目的。

目前對(duì)光解、光催化降解模型的研究較少，本文從對(duì)流場(chǎng)模擬的空氣動(dòng)力學(xué)結(jié)果出發(fā)，建立了光解、光催化的降解模型，并研究了甲苯的光降解效率。

1.1 主要實(shí)驗(yàn)原料與材料

甲苯（分析純）；

UV紫外燈（波長(zhǎng)分別為185nm和254nm），由佑威光電提供；光催化材料（高效光觸媒泡沫鎳），由華鈦?zhàn)灾餮邪l(fā)。

1.2 光解、光催化模型與實(shí)驗(yàn)裝置

光解、光催化降解模型主要由氣體發(fā)生器、混流裝置、光解模塊、緩沖箱、光催化模塊等部分組成，具體工藝流程和降解設(shè)備模型如圖1-1、1-2所示。

圖1-1 直通式測(cè)試艙流程圖

圖1-2 直通式測(cè)試艙主要模塊

1.3 檢測(cè)與分析方法

采用美國(guó)華瑞MiniRAE Lite-PGM-7300 VOCs檢測(cè)儀，檢測(cè)范圍達(dá)到0.1-5000ppm。

對(duì)模塊的入口與出口進(jìn)行氣體濃度進(jìn)行檢測(cè)，計(jì)算其降解效率，計(jì)算公式如下：

                          （1）

x為氣體降解效率，Cout氣體出口濃度（ppm），Cin為氣體入口濃度（ppm）。

2.1 降解模型空氣動(dòng)力學(xué)模擬

對(duì)直通式測(cè)試艙流場(chǎng)進(jìn)行了空氣動(dòng)力學(xué)模擬。采用ANSYS FLUENT v16.0軟件進(jìn)行計(jì)算，對(duì)流項(xiàng)采用二階迎風(fēng)格式，擴(kuò)散項(xiàng)為中心差分，采用k-ωSST湍流模型進(jìn)行求解。根據(jù)低速不可壓流動(dòng)特性分別設(shè)置速度進(jìn)口、壓力出口、多孔區(qū)域等邊界條件。通過(guò)計(jì)算，得到流場(chǎng)部分結(jié)果如圖2-1、2-2所示：

圖2-1 對(duì)稱(chēng)面速度云圖

圖2-2 對(duì)稱(chēng)面渦量云圖

圖2-1、2-2為加入光觸媒材料光催化模塊在入口流量5000m3/h、150°C時(shí)的動(dòng)力學(xué)模擬結(jié)果，通過(guò)速度、渦流等流場(chǎng)特性，證明在第一排光觸媒網(wǎng)前形成了較為均勻的速度場(chǎng)和密度場(chǎng)，氣流穿過(guò)第一排光觸媒網(wǎng)后均勻向后流動(dòng)，為此實(shí)驗(yàn)艙的可行性進(jìn)行了驗(yàn)證。

2.2 光解強(qiáng)度對(duì)降解率的影響

采用波長(zhǎng)為185nm（150W）的UV燈進(jìn)行光解實(shí)驗(yàn)。在風(fēng)量1000m3/h、甲苯濃度120ppm條件下，考察不同光解組數(shù)（光強(qiáng)）條件下甲苯的降解率，結(jié)果如圖2-3所示：

圖2-3 不同光解強(qiáng)度對(duì)甲苯的降解效率

圖2-3表明：光解組數(shù)為一排時(shí)，甲苯的光降解效率最高可達(dá)28%，在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中平均約為15%或者更低；隨著光解組數(shù)的增加，甲苯的降解效率隨之升高，當(dāng)光解組數(shù)為三排時(shí)，平均降解效率可達(dá)35%，最高效率可達(dá)45.65%，且整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中降解效率較穩(wěn)定；光解組數(shù)為五排時(shí)，光降解率有所降低，平均約為32%；當(dāng)再增加光解組數(shù)時(shí)，甲苯的光降解效率下降，最高僅為25%，且不穩(wěn)定。測(cè)試結(jié)果表明：隨著波長(zhǎng)185nm紫外光強(qiáng)度的增加，可以增加甲苯分子鏈斷裂使之形成二氧化碳和水的有效能量，但是光解組數(shù)增加太多甲苯的光解效率反而下降，可能是與燈管布置太密集，反應(yīng)模塊內(nèi)逐漸升高的溫度與降低的濕度有關(guān)，因此在燈管的排布上有一定的優(yōu)化空間。

2.3 光催化對(duì)降解效率的影響

2.3.1 濕度的影響

以高效光觸媒泡沫鎳網(wǎng)（三層網(wǎng)，1.08m2）為介質(zhì)，波長(zhǎng)254nm的紫外燈為光源，甲苯為反應(yīng)底物，考察了風(fēng)量1000m3/h、甲苯濃度120ppm條件下，不同濕度對(duì)甲苯降解效率的影響，結(jié)果如圖2-4所示：

圖2-4 不同濕度對(duì)甲苯光催化效率的影響

圖2-4表明：當(dāng)濕度從20%增加至80%，甲苯的光催化效率逐漸增加并穩(wěn)定在一定水平。當(dāng)濕度為20%時(shí)，甲苯的光催化效率低于10%；當(dāng)濕度增至40%時(shí)，光催化效率最高可達(dá)到27%，降解率在20%上下浮動(dòng)；而將濕度增加至60%和80%時(shí)，甲苯的光催化效率最高，可達(dá)41%，并且隨著反應(yīng)時(shí)間的推移均保持在較高的降解率。由此可見(jiàn)，光催化反應(yīng)需要在一定的濕度條件下進(jìn)行，TiO2固體表面的空穴將空氣中的水分子氧化成羥基自由基（·OH），可將甲苯降解為二氧化碳和水；濕度較低時(shí)，產(chǎn)生的羥基自由基不足以將甲苯完全氧化；濕度增大時(shí)，產(chǎn)生的羥基自由基越多，氧化能力越強(qiáng)，就越有利于甲苯的降解[16-17]。從甲苯的降解效率來(lái)看，光催化反應(yīng)模塊內(nèi)濕度維持在60-80%為最佳。

2.3.2 光觸媒組數(shù)的影響

以高效光觸媒泡沫鎳的組數(shù)為單位，濕度為60%，考察不同組數(shù)光觸媒網(wǎng)對(duì)甲苯的降解效率的影響，結(jié)果如圖2-5所示：

圖2-5 光觸媒組數(shù)對(duì)甲苯降解率的影響

圖2-5顯示：隨光觸媒網(wǎng)組數(shù)的增加，甲苯的光降解效率先上升，然后再下降。當(dāng)只有一組光觸媒網(wǎng)時(shí)，甲苯的光降解效率最低，原因在于：當(dāng)光觸媒網(wǎng)量少時(shí)，產(chǎn)生的羥基自由基不足以使甲苯完全分解，會(huì)產(chǎn)生一定的中間產(chǎn)物，而不是完全轉(zhuǎn)變?yōu)樗投趸�；隨著光觸媒網(wǎng)的增加，甲苯的光降解率升高，三排時(shí)隨著反應(yīng)時(shí)間的增加其光催化效率逐漸升高，20min后升至30%以上，最高為41%；五排時(shí)甲苯的光催化效率最高為54%，穩(wěn)定后基本維持在40%以上；而光觸媒增加至七排時(shí)，其降解率明顯下降，降至20%以下。由此可知：隨著光觸媒網(wǎng)的增加，光催化反應(yīng)器內(nèi)溫度升高，引起反應(yīng)器內(nèi)濕度的降低，從而使得光降解率降低，所以在設(shè)計(jì)光催化器內(nèi)部結(jié)構(gòu)時(shí)，光觸媒網(wǎng)以五排為最佳。

2.4 光解光催化聯(lián)用

采用三排波長(zhǎng)為185nm的紫外燈光解，同時(shí)采用五排波長(zhǎng)為254nm紫外燈進(jìn)行光催化，在風(fēng)量1000m3/h、甲苯濃度120ppm、光催化濕度60%條件下，考察光解-光催化聯(lián)用對(duì)甲苯降解率的影響，結(jié)果如圖2-6所示：

圖2-6 光解-光催化聯(lián)用對(duì)甲苯降解率的影響

圖2-6顯示了光解-光催化聯(lián)用情況下甲苯的降解率。在反應(yīng)開(kāi)始40min，甲苯的降解率逐漸升高，可達(dá)80%；隨著反應(yīng)進(jìn)行，甲苯的降解率趨于穩(wěn)定，最高可達(dá)85%。由此可見(jiàn)：當(dāng)光解和光催化聯(lián)用時(shí)，甲苯的降解效率比單獨(dú)使用光解或光催化均有一定程度的提高，是光解-光催化協(xié)同作用的結(jié)果，進(jìn)一步證明光解-光催化聯(lián)用降解VOCs是行之有效的。

以甲苯為反應(yīng)底物，采用光解或/和光催化方法，考察不同光解光強(qiáng)、光催化用量、濕度等因素對(duì)甲苯降解率的影響。得出結(jié)論如下：在處理風(fēng)量1000m3/h、甲苯濃度120ppm、僅使用光解條件下，采用三排燈、光強(qiáng)為5.1KW時(shí)甲苯的降解率最高，可達(dá)45.65%；僅使用光催化時(shí)，在反應(yīng)器內(nèi)空氣相對(duì)濕度為60%、光觸媒為五層時(shí)，甲苯的光降解率可達(dá)54%；當(dāng)光解-光催化聯(lián)用時(shí)，甲苯的處理效率可達(dá)85%。

直通式測(cè)試艙的理論模擬結(jié)果和甲苯的降解實(shí)驗(yàn)均表明采用光解-光催化聯(lián)用是VOCs工業(yè)處理最是最簡(jiǎn)單有效的方式，其特點(diǎn)是運(yùn)行費(fèi)用低、可將污染物完全降解為二氧化碳和水、無(wú)二次污染等；此研究結(jié)果對(duì)處理大風(fēng)量、有機(jī)廢氣成分復(fù)雜、濃度較大的工礦也有重要的指導(dǎo)意義。

參考文獻(xiàn)：

[1] 鄧睿，周飛，唐江，胡亞雄，楚英豪. VOC的排放以及控制措施和建議[J]. 材料導(dǎo)報(bào)，2014， 28（24）：378-384

[2] 方選政，張興惠，張興芳. 吸附-光催化法用于降解室內(nèi)VOC 的研究進(jìn)展[J]. 化工進(jìn)展，2016，35(7): 2215-2221

[3] 石玉珍. 霧模擬研究[J]. 氣候與環(huán)境研究，2008，(1): 84

[4] 張春菊，葉代啟，吳軍良. 先進(jìn)實(shí)用揮發(fā)性有機(jī)廢氣吸附與催化凈化技術(shù)[J]. 能源環(huán)境保護(hù)，2005(4:): 5

[5] 吳碧君，劉曉勤. 揮發(fā)性有機(jī)物污染控制技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 電力環(huán)境保護(hù)，2005(4): 39

[6] Parmar G R，Rao N N．Emerging control technologies for volatile organic compounds[J]．Critical Reviews in Environmental Science and Technology，2008，39（1）：41-78

[7] 李立清，宋劍飛，孫政等. 三種VOCs 物性對(duì)其在活性炭上吸附行為的影響[J]. 化工學(xué)報(bào)，2011，62（10）：2784-2790

[8] Moulis F，Krysa J．Photocatalytic degradation of several VOCs(n-hexane，n-butyl acetate and toluene) on TiO2 layer in a closed-loop reactor[J]．Catalysis Today，2013，209：153-158

[9] Schmid S，Jecklin M C，Zenobi R．Degradation of volatile organic compounds in a non-thermal plasma air purifier[J]．Chemosphere，2010，79（2）：124-130

[10]Guieysse B，Hort C，Platel V，et al．Biological treatment of indoor air for VOC removal：potential and challenges[J]. Biotechnology Advances，2008，26（5）：398-410

[11] 崔星，石建穩(wěn)，陳少華. TiO2光催化降解氣態(tài)污染物的影響因素研究進(jìn)展[J]．化工進(jìn)展，2013，32（10）：2377-2386

[12] Fujishima A.，Rao T.N.，Interfacial photochemistry: fundamental and applications [J]. Pure and applied chemistry,，1980，70：2177-2188

[13]Ohko Y.，Tryk D. A.，Hashimoto K. et al. Autoxidation of acetaldehyde initiated by TiO2 photocatalysis under weak UV illumination [J]. The Journal of Physical chemistry B，1998，102(15):2699-2704

[14] Ishibashi K，F(xiàn)ujishima A.，Watanabe T.，et al Generation and deactivation process of superoxide formed on TiO2 film illuminated by very weak UV light in air or water [J]. The Journal of Physical chemistry B，2000，104(20):4934-4938

[15] Balke D.M. Bibliography of work on the photocatalytic removal of hazardous compounds from water and air [J].1994

[16]Juan Zhao, Xudong Yang, Photocatalytic oxidation for indoor air purification: A literature review [J].Buildings and Environment, 2003(38):645-654

[17]Luo Y, Ollis D F. Heterogeneous photocatalytic oxidation oftrichloroethylene and toluene mixtures in air: kinetic promotionand inhibition, time-dependent catalyst activity[J]. Journal of Catalysis，1996(163)，1-11

  使用微信“掃一掃”功能添加“谷騰環(huán)保網(wǎng)”