刘博川， 王丽娟， 乔 梦， 郭 涛， 王彦斌， 曹 巍， 赵 旭*

1.河北工业大学土木工程学院， 天津 300401 2.中国科学院生态环境研究中心环境水质学实验室， 北京 100085 3.新兴有机污染物控制北京市重点实验室， 北京 100084

TiO2电极光电催化氧化处理水体中的蒽

刘博川1，2， 王丽娟1*， 乔 梦2，3， 郭 涛2， 王彦斌2， 曹 巍2， 赵 旭2*

1.河北工业大学土木工程学院， 天津 300401 2.中国科学院生态环境研究中心环境水质学实验室， 北京 100085 3.新兴有机污染物控制北京市重点实验室， 北京 100084

为了探究光电催化体系对水体中多环芳烃(PAHs)的降解效果，采用TiO2电极在紫外光照射下进行了光电催化氧化处理多环芳烃——Ant(蒽)的研究.分别比较了光电催化(PEC)、光催化(PC)和电化学氧化(EC)体系对Ant的降解效果.并探究了电流密度、初始pH、初始ρ(Ant)和腐植酸(HA)等对Ant降解效果的影响；同时，采用伪一级动力学对降解反应速率进行了拟合分析并对中间产物的含量及Ant的降解机理进行了研究.结果表明：在相同电流密度和反应时间等条件下，PEC体系对Ant的降解率均高于PC和EO体系；电流密度对Ant降解影响不大，在电流密度为0.05 mAcm2条件下，反应30 min后，Ant的降解率能达到98.5%，体系中中间产物有蒽酮(AT)、蒽醌(AQ)等物质，其浓度呈现先增加后降低的趋势；初始pH对中间产物AQ的生成影响较大；初始浓度对反应速率影响较大，初始浓度增加3倍，反应速率降低了近44%，但Ant的降解率相差不到1%；HA的存在使得Ant降解率降低了7.5%，反应速率降低了近83%.

多环芳烃； 蒽； 光电催化； 降解

PAHs(polycyclic aromatic hydrocarbons，多环芳烃)是一类由两个或两个以上苯环组成的稠环芳香烃化合物，是US EPA(美国国家环境保护局)制定的129种优控污染物中的一类，具有强烈的致癌、致突变和致畸性[1- 2].自然界中PAHs的主要转化降解方式是光解作用[3]，但当PAHs暴露于紫外光下时，易发生光修饰反应，使其毒性显著提高[4- 5].由于石油精炼、有色金属冶炼等行业的快速发展及各类石油、石化燃料的不完全燃烧等导致PAHs广泛分布于土壤、大气及水体中[2，6- 8]，又由于PAHs难生物降解和易脂溶性的特点，可通过食物链被富集放大，故已成为人类致癌重要起因之一，严重影响了生态环境安全和人类健康.

目前PAHs的处理方法主要包括物理法、微生物法和化学法，如挥发、吸附、PAHs降解菌、UVH2O2、超声、光芬顿和UVTiO2等[9- 16].这些方法对水体中的PAHs降解均能取得一定的效果，然而也存在一些不足：挥发和吸附只是物理转化过程并不能有效解决PAHs的污染问题；微生物法反应缓慢且受环境因素影响较大；光芬顿等均相催化氧化法药剂费用高且易产生二次污染；粉末催化剂光生电子与空穴分离率低且反应后分离繁琐；电极氧化则会出现电极钝化现象等.

近年来，PEC(光电催化氧化法)获得了越来越多的关注，该方法采用光催化法和电化学法联合的“电助光催化”模式，通过外加偏压作用实现光生电子和光生空穴的有效分离，促进自由基的生成，从而大大提升对目标污染物的降解效果，同时也解决了二次污染和分离繁琐等问题[17- 18]，目前该方法在降解有机废水和水解制氢等方面具有广泛的应用[19- 20].

Ant(anthracene，蒽)是线形三环PAHs，是其他复杂多环芳烃的母体，并且是与光反应最快的PAHs之一，对生物具有很强的光毒性[21- 22]，目前单独对Ant降解进行研究还比较鲜见，因此开展相关研究具有一定的现实意义.该研究采用TiO2纳米管电极在紫外光照射下进行光电催化氧化处理水体中的Ant，并对电流密度、初始pH、初始ρ(Ant)和腐植酸等反应条件进行探究，以期为采用该方法降解PAHs提供参考.

1 材料与方法

1.1 主要试剂及试验装置

氢氟酸、硝酸、硫酸铵、氟化铵、丙三醇和无水硫酸钠均为优级纯，购自国药集团化学试剂有限公司.正己烷、丙酮、二氯甲烷、甲醇和乙腈均为色谱纯，购自美国Fisher Scientific公司.Ant(Solid>99.5%)购自百灵威科技J&K.钛片(50 mm×45 mm×1.5 mm)购自北京恒力钛公司.

图1为光电催化氧化试验装置示意图，采用两电极体系在石英反应器(7.0 cm×7.0 cm×6.0 cm)中进行，电源由直流稳压稳流电源(DH1765- 1型程控，北京大华无线电仪器厂)提供，紫外光由高压汞灯提供(波长254 nm，额定功率15 W，光通量2.59×10-3)，阳极氧化法得到的TiO2纳米管[23]和钛片分别作为工作电极和对电极.

图1 光电催化氧化试验装置Fig.1 Schematic diagram of the photoelectrocatalytic oxidation system

1.2 试验流程与检测方法

根据文献[24- 25]报道，炼油废水、煤焦油废水等PAHs污染较为严重的废水中ρ(Ant)为22～295 μgL，为研究高浓度下PAHs的去除效果，将反应液初始ρ(Ant)设定为125 μgL.用超纯水将一定体积(125～500 μL)的Ant母液(200 mgL)稀释成一定浓度(125～500 μgL)的反应液，避光搅拌5 min，使反应液充分混合.将该反应液置于石英反应器中，两电极间施加一定电压，开启高压汞灯开始反应.于0、1、2、5、10、30和60 min时取样2 mL，用C18小柱进行萃取.

在PC体系中开启高压汞灯不施加电压，在EO体系只施加电压而不开启高压汞灯；溶液的pH分别用H2SO4(0.1 mmolL)和NaOH(0.1 mmolL)溶液进行调节；在腐植酸影响试验中则向超纯水中投加2 mL的HA母液(2 gL)，最终配制成ρ(HA)为20 mgL的反应液.以上试验ρ(Ant)均为125 μgL，电流密度为0.05 mAcm2，电解质Na2SO4浓度为10 mmolL.

ρ(Ant)通过气相色谱-质谱联用仪(GC-MS：7890A GC5975C MS，Agilent Technologies，USA)测定；色谱柱(HP-5MS，30 m×0.25 mm×0.25 μm)，流动相为高纯氦气.升温程序：炉内初始温度为80 ℃，停留1 min，以20 ℃min升至200 ℃，再以10 ℃min升至300 ℃，停留5 min.

根据文献[13]报道，Ant与羟基自由基及超氧自由基等反应首先生成AT(蒽酮)、AQ(蒽醌)等中间产物，然后再发生开环反应.由于该研究中的ρ(Ant)达不到TOC检测限，因此将c(Ant)、c(AT)与c(AQ)之和的减少量与初始c(Ant)、c(AT)与c(AQ)之和的比值定义为E，通过计算E值可间接反映该体系中目标污染物Ant转化为其他小分子有机物及CO2和H2O的情况.计算公式：

E=1-C(Ant+AT+AQ)tC(Ant+AT+AQ)0

(1)

式中：C(Ant+AT+AQ)t为t时刻剩余c(Ant)、c(AT)与c(AQ)之和，molL；C(Ant+AT+AQ)0为初始c(Ant)、c(AT)与c(AQ)之和，molL.

2 结果与讨论

2.1 PEC、EO和PC对Ant降解效果对比

由图2可见，反应结束后EO体系、PC体系和PEC体系对Ant的降解率分别为22.4%、92.7%和98.5%.其中EO体系反应30 min内ρ(AT)、ρ(AQ)均维持在较低水平，并且有逐渐上升的趋势；而PC和PEC体系中的ρ(AT)和ρ(AQ)在反应2 min后达到峰值，随后逐渐被降解.EO、PC和PEC体系下的E值分别为17.9%、77.3%和83.7%.运用伪一级动力学的Langmuir-Hinshelwood(L-H)公式[26]对结果进行拟合：

-dCdt=kC⟺ ln(CC0)=-kt

(2)

式中：C为t时刻污染物剩余浓度，μgL；C0为污染物初始浓度，μgL；k为反应速率常数，min-1；t为反应时间，min.

图2 PEC、PC和EO体系下Ant的降解Fig.2 Degradation process of Ant under PEC，PC and EO system

分别以-ln(CC0)和反应时间t为纵坐标和横坐标进行线性拟合，可求出k，结果如图2(a)所示，图2(a)显示反应速率常数kPEC是kPC的1.35倍.

Duarte等[27]采用电化学氧化法，以TiPt电极对144 μgL的 Ant进行降解，在电流密度为11 mAcm2，反应1 h后，降解率达74%.Lair等[28]采用光催化氧化法，用TiO2粉末(P25)催化剂在紫外光的照射下对40 μmolL的萘进行降解，在30 min后，降解率达72.5%.通过对比发现，PC对PAHs的降解起主要作用，而在该试验中电流密度仅为Duarte的试验中的1220，说明PEC体系中在较低电流密度下就能进一步提高目标污染物的降解速率和矿化程度.

TiO2光电催化可能的反应过程[26，29]：

TiO2+ hν→TiO2-hvb++TiO2-ecb-

(3)

TiO2-hvb++H2O→·OH+H+

(4)

TiO2-hvb++OH-→·OH

(5)

TiO2-ecb-+O2→·O2-

(6)

·O2-+H+→·OOH

(7)

2·OOH→H2O2+O2

(8)

TiO2-hvb++TiO2-ecb-→复合

(9)

该过程可能的反应机理：根据Miller等[30]的研究结果，PAHs具有一定的光敏化效果，在紫外光的照射下能激发PAHs释放电子，释放的电子被DO(溶解氧)捕获生成超氧自由基和单线氧等自由基，自由基与PAHs反应生成中间产物并进一步被降解为CO2和H2O.而在PEC体系中，电流的作用能有效抑

制光生电子和光生空穴的复合〔见式(9)〕，促进了羟基自由基〔见式(5)〕和超氧自由基〔见式(6)〕的生成[30]，进而促进了反应的进一步进行.

2.2 电流密度对Ant降解效果的影响

由图3可见，在电流密度为0～0.50mAcm2范围内，Ant的降解率随电流密度的增加呈先增加后降低的趋势.当电流密度为0.10mAcm2时Ant的降解率达到98.6%；而当电流密度为0.50mAcm2时Ant的降解率则降为92.1%.究其原因：外加偏压作用，能使光生电子与光生空穴的分离效果增强，进而促进自由基的生成.但TiO2纳米管薄膜电极厚度有限，在光辐射一定的情况下，过大偏压会击穿薄膜导致空间电荷层的再分配，使得光生量子产率变低；同时，随着电流密度的增加，电极析氧等副反应逐渐变强，阻碍了污染物向阳极的迁移，因而降解污染物的效果变差[31- 32].LIANG等[31-32]的研究结果也表明，偏压过大会抑制自由基的生成，进而影响污染物的降解.由于电流密度为0.10mAcm2时的反应速率比0.05mAcm2时稍有提高，但反应结束后对Ant的降解率相差不到0.1%(即当电流密度为为0.05mAcm2时Ant的降解率为98.5%)，且E值基本相同，为节约能耗，以下试验均在电流密度为0.05 mAcm2条件下进行.

电流密度(mAcm2)： 1—0； 2—0.05； 3—0.10； 4—0.15； 5—0.50.图3 电流密度对Ant降解效果的影响Fig.3 Effect of current density on the degradation of Ant

2.3 初始pH对Ant降解效果的影响

由图4可见，初始pH对Ant降解的影响并不大.但酸性条件下ρ(AQ)比其他条件下高，反应30 min后，pH=2.0时ρ(AQ)是pH=12.0时的4.5倍.在酸性条件下的E值也较其他条件小，且随着pH的升高，E值由65.4%增加到83.7%，但pH超过6.5后E值则相差不大.究其原因：pH能影响溶液中的ρ(DO)[33]，随着pH的升高ρ(DO)上升，从而促进了羟基自由基和超氧自由基的生成〔见式(5)(6)〕，同时在酸性条件下超氧自由基更易于和游离氢离子发生反应生成活性较弱的超氧化氢自由基〔见式(7)〕[30]，从而影响中间产物的降解.Frontistis等[26,34]的研究也表明，碱性条件下更有利于羟基自由基的生成，从而促进污染物的降解.

pH： 1—2.0； 2—4.0； 3—6.5； 4—10.0； 5—12.0.图4 初始pH对Ant降解效果的影响Fig.4 Effect of initial pH on the degradation of Ant

2.4 初始ρ(Ant)和腐殖酸对降解效果的影响

由图5(a)可见，随着初始ρ(Ant)的增加，Ant的降解率逐渐降低，但在30 min后Ant的降解率相差不到1%.当初始ρ(Ant)为125、250和500 μgL时，kPEC分别为0.350、0.293和0.194 min-1，初始ρ(Ant)

增加3倍，反应速率降低了近44%.究其原因：该反应为界面反应，即表面反应为速度控制步骤[17]，当目标物初始浓度较高时生成的中间产物会和目标物在电极表面活性位点产生竞争吸附作用，从而影响了反应的进行[26].

注： 初始ρ(Ant)(μgL)： 1—125； 2—250； 3—500.图5 初始ρ(Ant)对Ant降解效果的影响Fig.5 Effect of initial concentration on the degradation of the Ant

注： 腐殖酸： 1—UPW； 2—HA.图6 腐植酸对Ant降解效果的影响Fig.6 Effect of humic acid on the degradation of the Ant

3 结论

a)在EO、PC和PEC体系下Ant降解率分别为22.4%、92.7%和98.5%，间接反映总降解程度的E值分别为17.9%、77.3%和83.7%，可知PEC条件较PC条件对Ant的降解有一定的提升作用.

b)由于目标污染物含量较低，在光电催化氧化Ant的过程中，电流密度对Ant的降解效果影响不大；初始pH对Ant的降解效果影响不大，但对中间产物AQ的生成影响较大.

c)初始ρ(Ant)对反应速率影响较大，初始ρ(Ant)增加3倍，反应速率降低了近44%，但最终降解效果相差不到1%；腐植酸的存在使得Ant降解率降低了7.5%，反应速率降低了近83%.

[1] 文晟.水体中多环芳烃的TiO2光催化降解研究[D].广州：中国科学院广州地球化学研究所，2002.

[2] MANOLI E，SAMARA C.The removal of polycyclic aromatic hydrocarbons in the wastewater treatment process： experimental calculations and model predictions[J].Environment Pollution，2008，151(3)：477- 485.

[3] FASNACHT M P，BLIUGH N V.Kinetic analysis of the photodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons in aqueous solution[J].Aquatic Sciences,2003，65(4)：352- 358.

[4] 赵磊.强化表面活性剂投加体系中蒽降解菌活性的研究[D].武汉：武汉大学，2005.

[5] 毕蓉.多环芳烃-蒽对两种海洋微藻的种群增长和种间竞争影响的研究[D].青岛：中国海洋大学，2009.

[6] GONZALEZ D，RUIZ L M，GARRALIN G，etal.Wastewater polycyclic aromatic hydrocarbons removal by membrane bioreactor[J].Desalination & Water Treatment，2012:42(123)，94- 99.

[7] 郑玫，闫才青，杨巧云，等.北京市公共交通环境多环芳烃的个体暴露特征[J].环境科学研究，2014，27(9)：965- 974. ZHENG Mei，YAN Caiqing，YANG Qiaoyun，etal.Characteristics of personal exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons in public transportation environments in Beijing[J].Research of Environmental Sciences，2014，27(9)：965- 974.

[8] 丁潇，白志鹏，韩斌，等.鞍山市大气PM10中多环芳烃(PAHs)的污染特征及其来源[J].环境科学研究，2011，24(2)：162- 171. DING Xiao，BAI Zhipeng，HAN Bin，etal.Pollution characteristics and source analysis of PAHs in PM10in Anshan City[J].Research of Environmental Sciences，2011，24(2)：162- 171.

[9] 范波，王晓昌，刘俊建.城市污水中多环芳烃的吸附去除特性研究[J].安全与环境学报，2011，11(5)：37- 40.

[10] HARITASH A K，KAUSHIKC P.Biodegradation aspects of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)：a review[J].Journal of Hazardous Materials，2009，169(123)：1- 15.

[11] BELTRAN F J，OVEJERO G，RIVAS J.Oxidation of polynuclear aromatic hydrocarbons in water： 3.UV radiation combined with hydrogen peroxide[J].Industrial & Engineering Chemistry Research，1996，35(3)：883- 890.

[12] LITTLE C，HEPHER M J，El-SHARIF M.Thesono-degradation of phenanthrene in an aqueous environment[J].Ultrasonics，2002，40(12345678)：667- 674.

[13] ENGWALL M A，PIGNATELLO J J，GRASSO D.Degradation and detoxification of the wood preservatives creosote and pentachlorophenol in water by the photo-Fenton reaction[J].Water Research，1999，33(5)：1151- 1158.

[14] WOO O T，CHUNG W K，WONG K H.etal.Photocatalytic oxidation of polycyclic aromatic hydrocarbons： intermediates identification and toxicity testing[J].Journal of Hazardous Mater-ials，2009，168(23)：1192- 1199.

[15] CORDEIRO D S，CORIO P.Electrochemical and photocatalytic reactions of polycyclic aromatic hydrocarbons investigated by raman spectroscopy[J].Journal of the Brazilian Chemical Society，2009，20(1)：80- 87.

[16] 潘海祥，傅家谟，盛国英，等.在TiO2催化剂上菲的光催化氧化反应研究[J].环境科学研究，2000，13(6)：37- 39. PAN Haixiang，FU Jiamo，SHENG Guoying，etal.Photocatalytic oxidation of phenanthrene on TiO2powder[J].Research of Environmental Sciences，2000，13(6)：37- 39.

[17] 张峰.光催化水处理技术[M].北京：化学工业出版社，2015.

[18] 白润英.水处理新技术、新工艺与设备[M].北京：化学工业出版社，2012.

[19] 陈佩仪，李彦旭，孙楹煌，等.光电催化水处理技术研究进展[J].工业水处理，2005，25(12)：13- 17. CHEN Peiyi，LI Yanxu，SUN Yinghuang，etal.Progres s in the research on was tewater treatment by photoelectrocatalytic technology[J].Industrial Water Treatment，2005，25(12)：13- 17.

[20] 李桂英，安太成，陈嘉鑫，等.光电催化氧化处理高含氯采油废水的研究[J].环境科学研究，2006，19(1)：30- 34. LI Guiying，AN Taicheng，CHEN Jiaxin，etal.Photoelectrocatalytic degradation of oilfield wastewater with high content of chlorine[J].Research of Environmental Sciences，2006，19(1)：30- 34.

[21] KRYLOV S N，HUANG X D，ZEILER L F，etal.Mechanistic quantitative structure-activity relationship model for the photoinduced toxicity of polycyclic aromatic hydrocarbons：Ⅰ.physical model based on chemical kinetics in a two-compartment system[J].Environmental Toxicology and Chemistry，1997，16(11)：2283- 2295.

[22] MALLAKIN A，MCCONKEY B J，MIAO G，etal.Impacts of structural photomodification on the toxicity of environmental contaminants：anthracene photooxidation products[J].Ecotoxicology & Environmental Safety，2009，43(2)：204- 212.

[23] 刘会芳，乔建刚，田世超，等.石墨烯修饰的二氧化钛纳米管电极光电催化去除铜氰络合物研究[J].环境科学学报，2016，36(6)：2027- 2032. LIU Huifang，QIAO Jiangang，TIAN Shichao，etal.Photoelectrocatalytic removal of copper cyanide complexes using grapheme modified titania dioxide nanotube electrode[J].Acta Scientiae Circumstantiae，2016，36(6)：2027- 2032.

[24] 张厚勇.炼油废水中苯系物和多环芳烃的分布规律研究及环境风险评价[D].济南：山东大学，2008.

[25] 林冲.焦化废水外排水中残余组分的环境行为及臭氧氧化过程分析[D].广州：华南理工大学，2014.

[26] FRONTISTIS Z，DASKALAKI V M，KATSAOUNIS A，etal.Electrochemical enhancement of solar photocatalysis： degradation of endocrine disruptor bisphenol-A on TiTiO2films[J].Water Research，2011，45(9)：2996- 3004.

[27] DUARTE J P S，MARTINEZ-HUITLE C A，SILVA D R D.Electrochemical treatment for removing petroleum polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)from synthetic produced water using a DSA-type anode：preliminary results[J].Sustainable Environment Research，2011，21(5)：329- 335.

[28] LAIR A，FERRONTO C，CHOVELON J M，etal.Naphthalene degradation in water by heterogeneous photocatalysis：an investigation of the influence of inorganic anions[J].Journal of Photochemistry & Photobiology A：Chemistry，2008，193(23)：193- 203.

[29] YAN Xiaoju，BAO Ruiling，YU Shuili，etal.Theroles of hydroxyl radicals，photo_generated holes and oxygen in the photocatalytic degradation of humic acid[J].Russian Journal of Physical Chemistry A，2012，86(9)：1479- 1485.

[30] MILLER J S，OLEJNIK D.Photolysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in water[J].Water Research，2001，35(1)：233- 243.

[31] LIANG Fenfen，ZHU Yongfa.Enhancement of mineralization ability for phenol via synergetic effect of photoelectrocatalysis of g-C3N4film[J].Applied Catalysis B：Environmental，2016，180：324- 329.

[32] 张娟娟，窦远明，李静，等.Bi2MoO6薄膜电极光电催化氧化处理氰化物的研究[J].环境科学学报，2015，35(3)：738- 744. ZHANG Juanjuan，DOU Yuanming，LI Jing，etal.Photoelectrocatalytic oxidation of cyanides at Bi2MoO6film electrode[J].Acta Scientiae Circumstantiae，2015，35(3)：738- 744.

[33] CHEN Wenshing，HUANHG Chipin，etal.Mineralization of aniline in aqueous solution by electrochemical activation of per-sulfate[J].Chemosphere，2015，125：175- 181.

[34] 熊重铎.蒽醌染料茜素绿模拟废水的微波无极紫外光催化氧化降解过程的研究[D].上海：东华大学，2015.

[35] WANG Yajie，XU Jing，LI Jinjun，etal.Natural montmorillonite induced photooxidation of As(Ⅲ) in aqueous suspensions： roles and sources of hydroxyl and hydroperoxylsuperoxide radicals[J].Journal of Hazardous Materials，2013，260(18)：255- 262.

[36] SU Yuhfan，WANG Guanbo，KUOD T F，etal.Photoelectrocatalytic degradation of the antibiotic sulfamethoxazole using TiO2Tiphotoanode[J].Applied Catalysis B：Environmental，2016，186(5)：184- 192.

Photoelectrocatalytic Degradation of Anthracene in Aqueous Environment by TiO2Electrode

LIU Bochuan1，2， WANG Lijuan1*， QIAO Meng2，3， GUO Tao2， WANG Yanbin2， CAO Wei2， ZHAO Xu2*

1.School of Civil Engineering， Hebei University of Technology， Tianjin 300401， China 2.Key Laboratory of Aquatic Science and Technology， Research Center for Eco-Environmental Sciences， Chinese Academy of Sciences， Beijing 100085， China 3.Beijing Key Laboratory for Emerging Organic Contaminants Control， Tsinghua University， Beijing 100084， China

In recent decades， due to their carcinogenic， mutagenic and teratogenic potential， the removal of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) from aqueous environments has attracted much interest. In order to explore the degradation effect of PAHs in aqueous environment under a photoelectrocatalytic system， the destruction of anthracene (Ant) was investigated by using TiO2electrode under the irradiation of UV light. The degradation abilities of Ant in the photoelectrocatalytic (PEC)， photocatalytic (PC) and electrochemical oxidation (EO) systems were compared. The effects of various parameters on the degradation of Ant were estimated as well， including applied current density， initial solution pH， initial Ant concentration and humic acid (HA). The reaction rate was analyzed by using the pseudo-first order kinetics. The mechanism of degradation of Ant and the kinds of intermediates were subsequently studied. The results showed that at the same current density and reaction time and other conditions， thedegradation of PEC was higher than those in the PC and EO systems. The current density presented little effect on the degradation of Ant， and the removal efficiency was 98.5% with current density 0.05 mAcm2in 30 min. Anthrone and Anthraquinone were the intermediates， and their concentrations increased first and then decreased. The initial pH had relativel yhigh effect on the generation of Anthraquinone. The initial concentration had high effect on the apparent reaction constant； when the initial concentration increased 3 times， the apparent reaction rate was reduced by nearly 44%，but the degree of the Ant degradation was less than 1%. In the presence of HA， Ant degradation was lower by 7.5%， and the apparent reaction rate was reduced by nearly 83%.

polycyclic aromatic hydrocarbons；anthracene； photoelectrocatalytic； degradation

2016- 08- 18

2016- 10- 08

国家自然科学基金项目(51438011，51508552)

刘博川(1993-)，男，河北邢台人，liubochuanl@163.com.

*责任作者：①王丽娟(1972-)，女，河北廊坊，高级工程师，博士，主要从事给排水工程系统及优化技术和水处理方面的研究，wlj@hebei.edu.cn；②赵旭(1976-)，男，辽宁鞍山人，研究员，博士，博导，要从事光电化学水污染控制方面的研究，zhaoxu@rcees.ac.cn

X52

1001- 6929(2017)02- 0322- 07

A

10.13198j.issn.1001- 6929.2017.01.32

刘博川，王丽娟，乔梦，等.TiO2电极光电催化氧化处理水体中的蒽[J].环境科学研究，2017，30(2)：322- 328.

LIU Bochuan，WANG Lijuan，QIAO Meng，etal.Photoelectrocatalytic degradation of anthracene in aqueous environment by TiO2electrode[J].Research of Environmental Sciences，2017，30(2)：322- 328.