新型Fe3O4@α-MnO2活化过一硫酸盐降解水中偶氮染料

采用两步水热法制备了新型磁性纳米Fe₃O₄@α-MnO₂复合材料作为催化剂,用于活化过一硫酸盐（PMS）产生强氧化性的硫酸根自由基（SO₄^-·）氧化降解偶氮染料活性黑5（RBK5）.采用透射电子显微镜（TEM）,X射线粉末衍射仪（XRD）和振动样品磁强计（VSM）对制备的催化剂进行表征,证明成功合成了纳米α-MnO₂包覆Fe₃O₄形态的Fe₃O₄@α-MnO₂催化剂,催化剂的饱和磁化强度为39.89emu/g.Fe₃O₄@α-MnO₂催化剂活化PMS与单一的Fe₃O₄和α-MnO₂活化PMS相比,具有更高的催化效率,说明铁锰双金属存在协同作用.同时研究了催化剂的投加量、PMS的浓度和初始pH值等各种因素对RBK5的降解效率以及反应动力学的影响.实验结果表明,Fe₃O₄@α-MnO₂催化剂活化PMS降解RBK5的过程符合准一级反应动力学,在催化剂投加量为1.2g/L,PMS的浓度为4mmol/L,初始pH值为7.0,反应时间为60min的情况下,浓度为30mg/L的RBK5的降解效率可达到91%,此时RBK5的降解速率常数也达到最高值0.023min^-1.此外,通过加入自由基淬灭剂甲醇、叔丁醇和硝基苯判断了Fe₃O₄@α-MnO₂/PMS体系中起主要氧化降解作用的活性物种为SO₄^-·.     

Fe3O4活化过硫酸盐体系同步去除诺氟沙星和铅

采用Fe₃O₄活化过硫酸盐（PS）同步去除水中的NOR （诺氟沙星）和Pb （II）.探讨了Fe₃O₄投加量、PS浓度、初始pH值和Pb （II）浓度对NOR降解的影响.结果表明,NOR的降解符合伪一级反应动力学,在温度为30℃、NOR初始浓度为5.0mg/L、Pb （II）浓度为1.0mg/L、Fe₃O₄投加量为2.0g/L、PS浓度为1.5mmol/L、初始pH值为7.0的条件下,反应120min后,NOR降解率达90.2%,Pb （II）去除率为99.5%.自由基淬灭实验证实,硫酸根自由基（SO₄^-·）是NOR降解的主要自由基.通过LC-MS分析结果推测了NOR可能的降解路径和中间产物.Fe₃O₄活化PS高级氧化工艺可作为一种同步去除有机污染物和重金属的工艺.     

硅藻土负载MnFe2O4纳米颗粒活化PMS降解金橙Ⅱ

采用溶胶-凝胶法制备硅藻土/MnFe₂O₄复合型催化剂（DMF）,以金橙Ⅱ为目标污染物,分析DMF活化过一硫酸盐（PMS）的性能和作用机制。结果表明:1） MnFe₂O₄颗粒均匀负载于硅藻土上,使DMF具有更好的分散性和活化性;2） DMF对PMS的活化能力优于单一MnFe₂O₄,DMF （1:1）/PMS体系降解金橙Ⅱ符合准一级动力学模型,且降解速率是MnFe₂O₄/PMS体系的2.16倍,0.5 g/L DMF和0.5 mmol/L PMS在40 min内对50 mg/L金橙Ⅱ降解率达到93.1%;3）反应体系中存在·OH、SO₄-·、1O₂、·O₂- 4种活性物种,其中·OH和SO₄-·起主导作用;4） DMF复合材料具有更好的结构稳定性,金属离子溶出量远低于MnFe₂O₄。研究结果可为新型高效PMS催化剂在处理工业废水的实际应用提供参考。     

α-Fe2O3砂芯微球制备及紫外辅助下活化PMS降解AO7

以FeCl₃为原料，尿素为沉淀剂，抗坏血酸为还原剂，聚乙烯吡咯烷酮为结构导向剂，纳米碳粉为模板，水热法制备了一种新型α-Fe₂O₃砂芯微球.通过透射电镜（TEM）、扫描电镜（SEM）、X射线衍射（XRD）和比表面积及孔径分析（BET/BJH）等手段对其结构和性能进行表征.结果表明新型α-Fe₂O₃砂芯微球尺寸均匀，直径为50μm左右，是由直径40nm"米粒状"纯相α-Fe₂O₃自聚而成，S_BET为25.45~32.46m²/g.在紫外（UV，高压汞灯）辐射下能够活化过硫酸盐（PMS）产生强氧化性的硫酸根自由基（SO₄^-·）.40min内AO7的降解率可达98.6%，采用电子自旋共振（ESR）技术鉴定了主要的活性氧自由基（ROS）为SO₄^-·.此外发现PMS作为一种电子捕获剂，能有效抑制光生电子（e_CB^-）和空穴（h_VB⁺）的复合，AO7能直接和h_VB⁺、SO₄^-·和羟基自由基（OH·）反应而迅速被氧化降解；α-Fe₂O₃回收重复使用10次，仍可以达到80%以上的去除率.通过考察α-Fe₂O₃投加量、PMS浓度、初始pH值、阴离子和初始AO7浓度等不同条件对AO7降解率的影响，发现在初始pH值为7.0，α-Fe₂O₃的投加量为1.0g/L，PMS浓度为0.3g/L时，40min内对AO7的降解率可以达到99%以上；阴离子CO₃^2-、NO₃^-以及Cl^-对该体系均有不同程度的促进作用.     

铁酸铜非均相活化过硫酸盐降解罗丹明B

采用新型磁性催化材料尖晶石型铁酸铜（CuFe₂O₄）活化过硫酸盐（PMS）降解氧杂蒽类染料罗丹明B（RhB）,考察PMS浓度、CuFe₂O₄投加量、pH值和水中常见离子对RhB降解的影响.结果表明,当RhB、PMS、CuFe₂O₄初始浓度分别为5 μmol/L、0.1mmol/L、0.1g/L时,在中性条件下反应30min后RhB去除率可达88.87%.其中,Cl^-和HCO₃^-对RhB的降解无显著影响,而H₂PO₄^2-、C₂O₄^2-及腐殖酸明显抑制RhB的降解.自由基鉴定实验表明,在中性及弱碱性条件下SO₄^-和·OH是CuFe₂O₄/PMS体系降解RhB的主要自由基.研究发现随着RhB的降解,溶液逐渐褪色并伴随着甲酸根、乙酸根、草酸根和铵根离子的生成,原因在于SO₄^-和·OH可以破坏RhB分子的发色基团,使苯环开环和氮原子脱落,形成相应的降解产物.矿化实验表明0.2mmol/L的RhB在CuFe₂O₄/PMS体系中反应10h后,矿化率可达62%.催化剂的重复利用实验表明制备的CuFe₂O₄具有良好回收再利用能力.     

氧基氯化铁非均相活化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ

采用部分热分解法制备了氧基氯化铁（FeOCl）,用于活化过一硫酸盐（PMS）降解难降解偶氮染料金橙Ⅱ（AO7）.利用X射线光电子能谱分析（XPS）、扫描电镜（SEM）和X射线衍射光谱（XRD）对其进行了表征;通过实验评估FeOCl/PMS体系对AO7的降解效果并分析了影响AO7去除率的各种因素.结果表明：FeOCl活化PMS降解AO7效果良好,矿化率达44%.在中性条件下,当FeOCl投加量50mg/L、PMS浓度1.0mmol/L、AO7浓度0.05mmol/L时,AO7可在30min内完全降解.随PMS投加量、FeOCl投加量、Cl^-浓度和反应初始pH值的增大,AO7的脱色效果提高.FeOCl还具有良好的重复利用性.此外,通过自由基淬灭实验、EPR测试和XPS分析了反应的主要活性物种和反应机理：由PMS活化产生的SO₄^-·和·OH对污染物进行降解,其中主要活性物种为SO₄^-·.     

NC-PC锚定微量Fe活化PMS降解水中2,4-二氯苯氧乙酸

采用分步热分解法制备了NC-PC（三维多孔碳材料）锚定的微量Fe基催化剂,用于活化过一硫酸盐（PMS）氧化降解水中2,4-二氯苯氧乙酸（2,4-D）.采用透射电子显微镜（TEM）、高精度比表面积仪（BET）、X射线光电子能谱分析（XPS）和电感耦合等离子体发射光谱分析（ICP）对催化剂进行表征.考察了不同金属、制备方法、催化剂投加量、PMS投加量、初始pH值以及水中不同阴离子（Cl^-、NO₃^-、HCO₃^-）对2,4-D降解的影响.结果表明,通过热分解法合成的Fe-NC-PC对2,4-D具有更好的降解效果,当2,4-D初始浓度为0.1mmol/L,初始pH=3.4,催化剂投加量0.15g/L,PMS浓度0.7mmol/L时,反应20min内2,4-D的去除率可达91%.随着催化剂投加量、PMS投加量的提高,2,4-D的降解效果提高;随着初始pH值的提高,2,4-D的降解效率逐渐降低;水中不同阴离子（Cl^-、NO₃^-、HCO₃^-）和腐殖酸（HA）对2,4-D的降解有轻微的抑制作用.通过自由基淬灭实验、EPR测试以及XPS分析了反应的主要活性物种和反应机理,发现材料制备过程中形成的Fe-N_x是主要的反应活性位,能够有效的活化PMS降解水中2,4-D,¹O₂在2,4-D的降解过程中起到主要作用.     

UVA/Fe3O4活化过硫酸盐降解阿特拉津

为了解SO₄-·（硫酸根自由基）对阿特拉津的降解能力,以Fe₃O₄为K₂S₂O₈活化试剂,以阿特拉津为研究目标污染物,运用UVA/Fe₃O₄/K₂S₂O₈体系系统探讨阿特拉津在不同环境因素下的降解过程,并对催化剂的稳定性和重复利用进行了考察.结果表明:UVA/Fe₃O₄可以有效活化K₂S₂O₈来降解阿特拉津,最佳c（K₂S₂O₈）为1 mmol/L,反应6 h阿特拉津降解率可达到90%.淬灭试验表明,SO₄-·是该体系中的主要活性物种,贡献率约为96%;HO·的作用比较弱.初始pH为3时,阿特拉津6 h的降解率为98%,总铁的溶出量达到0.9 mg/L;而初始pH为7时,体系对阿特拉津的降解率达到85%,基本没有总铁的溶出,表现出了一定的稳定性.在腐殖酸存在的条件下,UVA/Fe₃O₄/K₂S₂O₈体系对阿特拉津的降解效果优于UVA/Fe₃O₄/H₂O₂体系.对Fe₃O₄催化剂进行3次循环测试,阿特拉津的降解率分别为90%、89%和86%.研究显示,UVA/Fe₃O₄能用于活化K₂S₂O₈的高级氧化体系中,可有效降解除草剂阿特拉津.      

炭基-Co3O4复合材料活化过一硫酸盐降解阿特拉津

利用水热浸渍法制备了生物炭基-Co₃O₄复合材料（Co-OB）,采用扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射仪（XRD）、傅里叶变换衰减全反射红外光谱仪（ATR-IR）等手段对Co-OB进行表征,并研究了其活化过一硫酸盐（PMS）降解阿特拉津（ATZ）的性能,探究了PMS投加量、腐殖酸（HA）和Cl^-对ATZ降解的影响.结果表明,在Co-OB活化投加量0.025g/L,PMS浓度200μmol/L,ATZ浓度20μmol/L,室温条件下10min内ATZ的去除率为86.3%,与生物炭（OB）和Co₃O₄相比,其去除率为后两者之和的2.2倍.随着PMS浓度增加,ATZ去除率显著提高.Cl^-、HA的存在抑制了ATZ的降解,且随Cl^-、HA浓度增加,抑制程度增大.自由基猝灭实验表明·OH和SO₄·^-是ATZ降解的主要活性物种.通过液相色谱-质谱联用仪（LC-MS）分析出6种中间产物,并推测出ATZ的降解途径.稳定性实验表明Co-OB具有重复使用性及低Co²⁺溶出.     

炭基-Co3O4复合材料活化过一硫酸盐降解阿特拉津

利用水热浸渍法制备了生物炭基-Co₃O₄复合材料（Co-OB）,采用扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射仪（XRD）、傅里叶变换衰减全反射红外光谱仪（ATR-IR）等手段对Co-OB进行表征,并研究了其活化过一硫酸盐（PMS）降解阿特拉津（ATZ）的性能,探究了PMS投加量、腐殖酸（HA）和Cl^-对ATZ降解的影响.结果表明,在Co-OB活化投加量0.025g/L,PMS浓度200μmol/L,ATZ浓度20μmol/L,室温条件下10min内ATZ的去除率为86.3%,与生物炭（OB）和Co₃O₄相比,其去除率为后两者之和的2.2倍.随着PMS浓度增加,ATZ去除率显著提高.Cl^-、HA的存在抑制了ATZ的降解,且随Cl^-、HA浓度增加,抑制程度增大.自由基猝灭实验表明·OH和SO₄·^-是ATZ降解的主要活性物种.通过液相色谱-质谱联用仪（LC-MS）分析出6种中间产物,并推测出ATZ的降解途径.稳定性实验表明Co-OB具有重复使用性及低Co²⁺溶出.     

HSO3-强化Fe3+/S2O82-降解水中双氯芬酸

采用HSO₃^-强化Fe³⁺/S₂O₈^2-降解水中双氯芬酸（DCF）,考察了溶液初始pH值,Fe³⁺、HSO₃^-和S₂O₈^2-用量,溶解氧对HSO₃^-/Fe³⁺/S₂O₈^2-体系降解DCF的影响;通过自由基淬灭实验,识别了体系中主要的活性物种;最后,探讨了DCF在该体系中的降解产物和转化路径.结果表明：HSO₃^-可以明显促进Fe³⁺/S₂O₈^2-对DCF的降解,初始pH 4.0时,DCF降解效果最佳.DCF的降解速率随Fe³⁺或S₂O₈^2-浓度的增大而增大;适量增加HSO₃^-浓度可提高DCF的降解,而过量的HSO₃^-对DCF降解有一定抑制作用.在通入氮气条件下,DCF去除率仅下降10.4%,无明显的抑制作用.自由基抑制实验表明,该体系含有SO₄^·-、HO^·和SO₅^·-3种活性自由基,其对DCF降解的贡献率分别为83.0%、12.8%和4.3%.在HSO₃^-/Fe³⁺/S₂O₈^2-降解DCF的反应中共检测出4种产物,据此提出DCF可能的转化路径为：羟基化、脱羧基、脱水和甲酰化反应.     

Fe(Ⅵ)/Na2SO3体系降解阿特拉津效能

利用高铁酸钾活化亚硫酸钠(Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系),探究其对阿特拉津(ATZ)的降解效能;鉴别了反应体系主要活性组分,并考察了Na₂SO₃投加量、反应溶液pH值和水质背景成分对ATZ降解效能的影响.结果表明:当Fe(VI)和Na₂SO₃的投加量分别为50和200μmol/L时,反应10s后Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系对ATZ的降解效能达到74.4%,单独Fe(VI)(50μmol/L)和单独Na₂SO₃(200μmol/L)对ATZ的去除率仅为10.2%和7.5%.探针化合物和溶解氧作用等实验证实体系中主要的活性基团为SO₄^·-.在pH=8,Fe(VI)投加量为50μmol/L时,随着Na₂SO₃投加量的增大,Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系对ATZ的去除效率先增大后减小,其中最佳Na₂SO₃投加量为150~200μmol/L.Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系在pH 7~10的范围内,均可以快速降解ATZ.在天然水体中,Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系也可以高效降解ATZ,但是水质背景成分会竞争消耗SO₄^·-,导致Fe(Ⅵ)/Na₂SO₃体系对ATZ的降解效能降低.     

LaCo0.5Cu0.5O3型钙钛矿活化过一硫酸盐降解AO7

采用溶胶-凝胶法制备LaCo_1-xM_xO₃（M=Cu、Fe、Mn）型钙钛矿并用来活化过一硫酸盐（PMS）降解偶氮染料AO7.选取效果最好的LaCo_0.5Cu_0.5O₃型钙钛矿为研究对象,考察了钙钛矿投加量、PMS浓度、pH和染料废水中常见Cl^-对LaCo_0.5Cu_0.5O₃/PMS体系降解AO7的影响,分析了体系的反应过程并考察了矿化能力.结果表明,LaCo_0.5Cu_0.5O₃可以有效活化PMS降解AO7,反应随着材料投加量和PMS浓度的增加而加快.在中性条件下反应速度最快,过酸过碱均会抑制反应的进行.在优化条件为LaCo_0.5Cu_0.5O₃投加量20mg/L、PMS浓度0.50mmol/L、AO7浓度0.05mmol/L时,AO7可在20min内完全降解.该反应主要发生在材料表面并且主要活性物种为·OH,对AO7具有优异的脱色能力和较好的矿化效果.     

Fe3O4/FeS2活化H2O2降解典型苯胂酸类污染物

利用水热法成功制备了Fe₃O₄/FeS₂催化剂,并将其用于构建非均相芬顿体系降解典型的苯胂酸类污染物（洛克沙胂,ROX）.XRD、SEM、XPS和磁学测量系统（VSM）等表征结果表明,Fe₃O₄/FeS₂呈明显的颗粒状且具有良好的磁性.降解实验结果显示,在最优条件下（初始pH值为4.5、ROX起始浓度为20mg/L、Fe₃O₄/FeS₂投加量为0.15g/L和H₂O₂浓度为0.034g/L,Fe₃O₄/FeS₂介导的非均相芬顿体系可以超快速降解ROX,1min后的降解效率达到96.74%,明显优于单独的Fe₃O₄或FeS₂体系.此外,Fe₃O₄/FeS₂可以通过磁铁进行快速回收利用,同时也具有良好的重复利用性能,使用3次后,ROX的降解效率仍超过80%.机理分析表明,Fe₃O₄/FeS₂能够快速地催化H₂O₂产生具有强氧化性的羟基自由基（·OH）.在·OH的作-用下,ROX分子结构中C-As、C-N和C-C等化学键发生断裂,发生脱砷、脱硝和开环等反应,进而生成一系列的有机产物（如酚类、醌类、小分子有机酸等）和无机产物（As （V）和NO₃^-）.之后,无机砷能够被吸附在催化剂表面,而有机产物则进一步被矿化.