English

• 水污染特别是有机废水的污染已成为我国面临的严峻问题之一。据相关部门统计，我国印染废水每天排放量为300~400万立方米，占我国总工业废水排放量的35%。印染废水透光率低、毒性高、COD含量高、来源广泛且水质具有明显的季节波动性，极大地危害了水生生物和人体的健康，并且阻碍了行业发展和人民生活水平的提高。为了解决这个问题并且实现水体中难降解有机污染物的高效去除，以产生具有强氧化能力的羟基自由基(·OH)为特点的高级氧化技术应运而生。·OH的氧化电位高达2.8eV，仅次于氟，可无选择性地氧化降解有机物污染物^[1~3]。通常根据所使用的氧化剂和催化剂的不同，高级氧化技术可分为^[4] Fenton和类Fenton法、光化学氧化法和光催化氧化法、臭氧氧化法、电化学氧化法、湿式氧化法和湿式催化氧化法、超临界水氧化及超临界水催化氧化技术。其中，Fenton技术成熟且装置简单，具有快速高效、成本低、容易操作等特点^[5]。

  Fenton反应一般是指Fe²⁺和H₂O₂构成的氧化体系，其是一种不需要高温高压、设备简单的化学氧化水处理技术，最早由法国科学家Fenton发明并用于酒石酸的氧化降解^[6]。Fenton技术降解有机物的机理可以概括为^[7]：

  $ \begin{gathered} {{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{2 + }} \to \cdot {\rm{OH + O}}{{\rm{H}}^-} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{3 + }} \hfill \\ k = 76{\rm{L}} \cdot {\rm{mo}}{{\rm{l}}^{-1}} \cdot {{\rm{s}}^{-1}} \hfill \\ \end{gathered} $

  (1)

  $ \begin{gathered} {{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2} + {\rm{F}}{{\rm{e}}^{3 + }} \to {\rm{F}}{{\rm{e}}^{2 + }} + {{\rm{H}}^ + } + \cdot {\rm{OOH}} \hfill \\ k = 0.02{\rm{L}} \cdot {\rm{mo}}{{\rm{l}}^{-1}} \cdot {{\rm{s}}^{-1}} \hfill \\ \end{gathered} $

  (2)

  $ \cdot {\rm{OH + organics}} \to {\rm{products + C}}{{\rm{O}}_2} + {{\rm{H}}_2}{\rm{O}} $

  (3)

  反应式(1)和(2)反映出，在Fenton反应中H₂O₂与Fe²⁺反应速率快，但产生的Fe³⁺向Fe²⁺转化时的速度慢，这是Fenton反应的限速步骤。因此，需要保持酸性条件(pH=2~4)来提高反应速率^[7~9]。此外，在Fenton反应中，溶液过酸或者过碱时都不利于产生·OH。当反应溶液的pH偏酸性时，溶液中过多的H⁺会捕获·OH；在碱性溶液中，Fe²⁺含量会下降，同样会降低·OH的含量^[10]。为了解决上述问题，国内外研究者致力于寻求合适的催化剂及氧化剂，以期更好地利用Fenton体系直接降解有机废水。

  Fenton反应在酸性条件下产生的·OH会无选择性地攻击有机污染物从而将其矿化为CO₂和H₂O。为了保证Fenton体系运转快速高效并拓宽其应用的pH范围，目前文献中报道了一些解决方法，主要包括对催化剂和氧化剂的改进。

  1.   催化剂的改进

  在Fenton反应中，改进后的催化剂包括负载型催化剂、铁及含铁矿物催化剂、改性催化剂及非铁活性位催化剂，这些催化剂能在较宽的pH范围中表现出很高的催化活性。

  1.1   负载型催化剂

  负载型催化剂是将铁负载于高比表面积的载体上，其中的催化剂与载体具有协同作用，能在较宽的pH范围内均表现出良好的催化效果。

  Lam等^[11]采用化学气相沉淀法将铜和铁负载在MCM-41上合成双金属复合催化剂，用于光助Fenton反应降解橙-Ⅱ。这种双金属催化剂是利用铜和铁的协同作用使H₂O₂分解为·OH，将反应的初始pH范围拓展至3~7。Yao等^[12]制备了铁-γ氨基比林配体(FeAPy)，其与活性炭纤维(ACFs)以共价键结合形成非均相类Fenton催化剂FeAPy-ACFs，它与H₂O₂构成类Fenton体系用于降解染料分子。结果表明，该催化剂中Fe(Ⅲ)与H₂O₂的反应过程中产生了·OH和Fe(Ⅳ)，其中ACFs会提供电子使Fe(Ⅳ)向Fe(Ⅲ)转换。失去电子的ACFs在H₂O₂存在的条件下迅速还原。这种反应机制使得催化剂FeAPy-ACFs在pH为3~11的范围内均有很高的活性，对酸性红1(AR1)的降解效率均达80%以上。Xu等^[13]使用溶胶热法和酸还原法制备了硫酸化Fe₂O₃/SiO₂纳米管作为催化剂，在光照条件下构建了Fe₂O₃/SiO₂/H₂O₂体系用于降解活性亮红X-3B。结果发现，该催化剂具有良好的稳定性及表面酸性，并且由于Fe₂O₃纳米颗粒在锐钛矿纳米管孔结构中的高分散性以及光电子和空穴的有效还原重组，使得在硫酸化Fe₂O₃/SiO₂纳米管中，金属氧化物、硫酸根基团和锐钛矿SiO₂柱撑物三者具有很强的协同作用，并且在pH=2~10的范围中具有很好的催化性能，对活性亮红X-3B的降解效率可以达到79%以上。Ma等^[14]使用石墨相碳化氮(g-C₃N₄)与石墨中孔碳(GMC)作为络合剂与铁结合形成催化剂Fe-g-C₃N₄/GMC，用于Fenton体系中降解酸性红73(AR73)。结果表明，该催化剂具有良好的稳定性和催化性，其表面的活性位点分散性高。催化剂中的GMC不仅可以增加中孔结构，而且通过强电子耦合作用促进电子转移，会加速Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)的还原循环。这些特性使C₃N₄/GMC在较宽的pH范围(4~10)内具有较高的催化活性。李双菊等^[15]使用浸渍法将海藻酸铁负载于活性炭纤维(ACFs)制备出纤维催化剂Alg-Fe@ACFs，催化H₂O₂分解成·OH降解若丹明B。在反应过程中，溶液中产生的酸性中间产物和若丹明B与催化剂发生离子交换产生的H⁺，共同降低pH。在酸性条件下，溶液中会存在铁离子，可产生·OH氧化降解染料；随着溶液中的pH升高，海藻酸盐上的羧基会发生解离，呈负电荷，凝胶结构在静电斥力的作用下会膨胀，增大了空隙，提高了对染料分子的吸附能力，在吸附与氧化的共同作用下去除有机物。当pH大于11时，催化剂会膨胀解体。因此，Alg-Fe@ACFs/H₂O₂体系在碱性条件下降解若丹明B的效果最好。该类Fenton体系中，在反应60min后，若丹明B的降解率达到78%以上；若不计反应时间，该pH范围内的降解效率最终均可达到100%。因而，Alg-Fe@ACFs/H₂O₂体系能在较宽的pH范围(2~12)内高效运行。

  1.2   铁及含铁矿物催化剂

  在Fenton反应中，铁矿型催化剂表面会发生的氧化还原反应促进Fe³⁺向Fe²⁺转换，使其在更宽的pH范围内具有较高的催化活性。

  Xu等^[16]使用纳米零价铁(nZVI)作为非均相类Fenton体系的催化剂，并构建了nZVI/H₂O₂体系用于4-氯-3-甲基苯酚(CMP)的去除。在反应过程中，nZVI会被氧化为亚铁，在酸性条件下，其催化H₂O₂产生·OH；在较高pH下，其转变为Fe(Ⅳ)。在·OH和Fe(Ⅳ)的共同作用下将污染物氧化分解。在pH=3~6的条件下，CMP在nZVI/H₂O₂体系中降解反应30min后去除率均能达到99%。Li等^[17]在紫外光照条件下使用纳米Fe₃O₄/H₂O₂体系降解邻苯二酚。升高pH能避免该纳米Fe₃O₄产生铁泥，而不会影响催化剂的活性。在光照条件下使用Fe₃O₄/H₂O₂体系降解邻苯二酚的过程中，体系中会产生一些酸性中间产物，使不同初始pH条件下的反应溶液均呈酸性。在该环境下，催化剂表面会发生Fe³⁺向Fe²⁺的转换，Fe²⁺催化H₂O₂产生活性物质(·OH、${\rm{O}}_2^{\bar \cdot } $、O₂¹)将污染物降解。在室温条件下，H₂O₂浓度为11.8mmol·L^-1、纳米Fe₃O₄投加量为0.5g·L^-1、紫外光照时间为240min，100mg·L^-1的邻苯二酚在降解过程中的初始pH范围可拓展至2~8，特别是当pH=7时，COD的去除率高达93%。冯勇等^[18]使用天然黄铁矿(FeS₂)作为非均相类Fenton体系的催化剂，构建FeS₂/H₂O₂体系降解阳离子红X-GRL。在该体系中，由于FeS₂具有很强的酸性氧化特性，在水溶液中与O₂接触形成活性自由基、Fe²⁺与H⁺，同时降低了溶液的pH。结果表明，该体系在pH=2~12的范围内对阳离子红X-GRL均有降解效果，10min后，降解效率均达到50%以上；在pH 3~10的范围中，降解率可以达到90%以上。在H₂O₂浓度为26.6mg·L^-1、黄铁矿投加量为1g·L^-1、初始pH为6.4时，反应2min后染料的降解效率可达到95%左右。Liu等^[19]使用人工合成的硫化亚铁(syn-FeS₂)催化分解H₂O₂产生·OH，用于降解甲草胺。在FeS₂/H₂O₂体系中，FeS₂接触空气中分子氧使其活化为超氧自由基，从而促进Fe(Ⅱ)与Fe(Ⅲ)的循环。结果发现，当H₂O₂浓度为0.8mmol·L^-1、syn-FeS₂用量为0.5g·L^-1时，对0.074mmol·L^-1的甲草胺在较宽的pH范围(3.2~9.2)内具有高达95%以上的降解率。

  1.3   改性催化剂

  Huang等^[20]将Fe³⁺与乙二胺四琥珀酸(EDDS)络合，形成Fe(Ⅲ)-EDDS络合物，该络合催化剂在降解时可加快Fe³⁺和Fe²⁺的循环。该体系的最适pH为6.2，虽然通过添加有机络合剂可促进铁的循环，但是在降解有机污染物的同时，络合剂也会被氧化分解^[21]，因此选择一种绿色无害的络合剂势在必行。Hou等^[22]使用羟胺(HA)、针铁矿(α-FeOOH)、H₂O₂构建了α-FeOOH-HA/H₂O₂体系，用于降解有机污染物甲草胺。实验发现HA的加入不仅可以促进·OH的生成，而且可以加速针铁矿表面Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的循环。当HA、H₂O₂的浓度分别为5×10^-4、1×10^-3mol·L^-1，pH=5时，对7.4×10^-5mol·L^-1甲草胺的降解效率可以达到90%以上。Ma等^[23]使用共沉淀法制备了固体催化剂FeCo₂O₄，并使用十二烷基硫酸钠(SDS)改良后成为FeCo₂O₄-S，其可作为非均相类Fenton体系的催化剂用于亚甲基蓝的去除。H₂O₂及该降解过程中产生的${\rm{O}}_2^{\bar \cdot } $会促使Fe³⁺向Fe²⁺转化，而SDS的存在加速了此转化过程。催化剂自身的性质使该体系可适用于酸性、中性及碱性环境下的降解，拓展了pH范围。由于FeCo₂O₄-S在中性和碱性条件下的吸附能力较酸性条件下强，因此该体系在中性和碱性条件下的降解效果最好。Xu等^[24]通过水热法使用BiVO₄改良水铁矿(Fh)后形成BiVO₄/Fh复合材料，并构建了BiVO₄/H₂O₂/Fh体系在光照条件下降解酸性红18。BiVO₄的引入可促进H₂O₂分解成活性氧组份(ROS)。BiVO₄中的光电子可以加速水铁矿表面Fe²⁺的生成，同时BiVO₄的引入会抑制${\rm{O}}_2^{\bar \cdot } $的生成，加快·OH的生成。该BiVO₄/Fh复合材料在pH=4~6.5的条件下具有很高的催化活性。马楠等^[25]使用浸渍法将铁、钴负载于天然矿物上，使用该改进后的材料作为催化剂用于Fenton体系中降解阳离子红3R，结果发现该催化剂中会生成Fe₂O₃和CoFe₂O₄两种物质。该改进不但提高了催化剂活性，而且将初始pH范围拓展至3~6，此时阳离子红3R的降解效率均达到99%以上。

  1.4   非铁活性位催化剂

  Tian等^[26]使用简单的湿式化学法制备了Fe-Mo化合物Fe₂(MoO₄)₃，作为类Fenton反应的催化剂，用于降解酸性橙Ⅱ(AOⅡ)。实验发现，Fe₂(MoO₄)₃在可见光条件下具有很强的吸附作用，增强了催化作用。此外，Fe₂(MoO₄)₃具有表面酸性，在反应过程中其表面会发生质子脱除，在催化剂的周围形成与缓冲溶液类似的酸性微环境，此时MoO₄^2-和Fe³⁺有协同催化作用，分别催化H₂O₂产生活性物质O₂¹和·OH。在H₂O₂浓度为18mmol·L^-1、Fe₂(MoO₄)₃投加量为1.4g·L^-1时，体系对100mg·L^-1的AOⅡ在较宽的pH范围(3~9)中脱色率处于91.8%~96.1%之间。Lyu等^[27]采用Cu掺杂的γ-Al₂O₃ (γ-Cu-Al₂O₃)作为类Fenton体系的催化剂，构建了γ-Cu-Al₂O₃/H₂O₂体系，用于降解有机污染物。在催化剂表面，酚醛树脂的羟基基团与表面的Cu形成了σ-Cu配体络合物，导致污染物的降解主要发生在催化剂表面。在反应过程中，H₂O₂攻击σ-Cu配体络合物实现Cu²⁺与Cu⁺的循环，促进·OH的形成，并且可提高H₂O₂利用率(约90%)。在pH=7、H₂O₂浓度为10mmol·L^-1、催化剂投加量为1g·L^-1时，120min后，对0.1mmol·L^-1的BPA降解率达到100%。Kim等^[28]使用水热法制备的γ-MnO₂作为催化剂构建了γ-MnO₂/H₂O₂体系用于亚甲基蓝的降解。γ-MnO₂的表面积和孔隙较大，具有良好的催化活性。在使用γ-MnO₂/H₂O₂体系氧化降解亚甲基蓝时，γ-MnO₂会发生还原反应生成Mn³⁺，促使H₂O₂分解产生·OH。该体系在pH=4.5~10的条件下对亚甲基蓝均有降解效果；在pH为6.5时，20min后亚甲基蓝的去除率均达到100%。

  2.   氧化剂的改进

  传统的Fenton试剂中所使用的氧化剂主要为H₂O₂，但由于其性质不稳定，在光照、高温条件及有灰尘的环境下易无效分解，且在使用时需要标定其具体浓度。为了解决这个问题，性质较为稳定的固体氧化剂应运而生。目前常见的固体氧化剂包括高铁酸钾(K₂FeO₄，Fe(Ⅵ))、高锰酸钾(KMnO₄)、过硫酸盐(M₂S₂O₈，简称PS)和过碳酸钠(Na₂CO₃·1.5H₂O₂，简称SPC)等，这些都是性质较稳定的环境友好型水处理氧化剂。

  高铁酸钾是铁的六价化合物，在常温和干燥的环境中可稳定存在，具有极强的氧化性，主要用于去除污水中的有机物和无机物，其在酸性和碱性条件下的氧化还原电位分别为+2.20V和+0.72V^[29]。高锰酸钾是具有氧化性的无机氧化剂，其性质稳定，运输方便，主要用于土壤和地下水的修复。过硫酸盐包括过一硫酸盐(PMS)和过二硫酸盐，其具有无毒无害、性质稳定、成本低廉等特性，是一种常见的绿色氧化剂^[30]。PS自身的氧化性较弱，它在光、热^[31]、过渡金属离子、强氧化剂和强碱性环境等活化条件下，能产生具有强氧化性的${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $，其氧化还原电位为2.5~3.1 eV，可以将有毒有害难降解有机物氧化分解^[32~34]，常被用于土壤及地下水的修复、污废水处理等。${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $的反应活性受pH的限制小，应用范围广。其中，使用Fe(Ⅱ)活化产生的过程简单易操作，无需高温高压，作为一种变相的Fenton技术而被广泛应用^[35]。SPC称固体双氧水，是一种无毒无害的绿色氧化剂，在干燥及常温条件下可稳定存在。它是由碳酸钠与过氧化氢通过氢键而结合的加合物，它是白色松散的粉末状物质，目前制备方法成熟简单，结构通式为xNa₂CO₃·yH₂O₂，通常二者比例为1:1.5。它遇水即可分解为碳酸钠和过氧化氢，水溶液呈碱性，且具有缓冲作用。它常被作为氧化剂应用于有机污染物的去除或与其他方法联用去除污染物前的预处理^{[36, 37]}。在这些固体氧化剂中，SPC和PS常被用于Fenton体系的氧化剂。

  Long等^[38]使用Fe(Ⅱ)活化PS，用于甲苯的降解。在此过程中，溶液中起主要作用的活性物质为${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $和·OH。酸性条件下，PS活化为${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $；碱性条件下，${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $会转换为·OH。实验发现，在Fe(Ⅱ)/PS体系中，当pH逐渐趋于碱性，部分Fe(Ⅱ)会发生沉淀，60min后甲苯的降解率由70%降低至60%左右。为了提高Fe(Ⅱ)的有效性，有文献主张向过硫酸盐/Fe(Ⅱ)体系中添加羟胺(HA)，希望可以保持体系中Fe(Ⅱ)的有效浓度。Liu等^[39]使用PMS作为Fenton体系的氧化剂，以Fe(Ⅱ)作为催化剂，并添加羟胺(HA)构成了HA/Fe(Ⅱ)/HSO₅^-体系。在对新诺明(SMX)的降解过程中，HA的投加可以促进Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)的循环^[41]，期间产生${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $和·OH，共同将污染物氧化分解。HA/Fe(Ⅱ)/HSO₅^-体系在降解新SMX的过程中其最佳pH范围为3~6，此时降解效率为75%~80%。张娟等^[34]使用HA/Fe(Ⅱ)/PMS体系降解对氯苯酚(4-CP)。通过捕获剂的抑制实验发现，在降解有机污染物的过程中起主要作用的活性物质为${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $。当n(HA):n(PMS)配比为1:1时，HA的添加可提高Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)的循环速度。在pH为3~5、Fe(Ⅱ)浓度为5μmol/L、HA和PMS浓度均为0.2mmol/L的条件下，4-CP的去除率为73.67%~95.69%。Zang等^[41]使用SPC与硫酸亚铁构成的类Fenton体系(SPC/Fe²⁺)降解三氯乙烯(TEC)。研究发现，在该体系中，由于SPC和硫酸亚铁反应终止后的溶液呈酸性，在此环境下，催化剂的活性高，有益于活性自由基的生成，提高了TEC的降解效率。在20℃、SPC/TCE/Fe²⁺比为5:1:10及pH=3~9的范围内，可使20mg/L TEC的降解效率均达到99.5%以上。Miao等^[42]使用SPC/Fe²⁺体系降解四氯乙烯(PEC)时发现，PCE的去除率受Fe²⁺/SPC/PCE摩尔比和初始溶液pH的影响较大，当Fe²⁺/SPC/PCE摩尔比为8/8/1时，PCE几乎可以被完全去除。与传统的Fenton氧化法相比，Fe²⁺催化的SPC氧化法适合在接近中性的pH条件使用，这促进了其在现场地下水修复中的实际应用。

  3.   催化剂与氧化剂的同时改进

  上述使用PS/Fe²⁺体系和SPC/Fe²⁺体系降解有机污染物的过程中，会拓宽反应的pH范围，但是降解不同污染物的过程中所适用的pH范围会有所不同。同时，两种体系中使用的是均相催化剂，在氧化降解污染物的过程中会产生铁泥。为此，一些研究者对Fenton体系的氧化剂和催化剂同时做了改进。

  Lei等^[43]将磁性CuO-Fe₃O₄复合物与PS一起构成CuO-Fe₃O₄/PS体系用于降解苯酚。催化剂中的Cu(Ⅱ)催化PS分解产生${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $和Cu(Ⅲ)，同时，在碱性溶液中，${\rm{SO}}_4^{\bar \cdot } $会转变为·OH，这些物质会共同降解苯酚。此外，催化剂表面存在的Fe(Ⅱ)会促进Cu(Ⅲ)向Cu(Ⅱ)转变。在pH=11时，该催化剂具有较高的稳定性，在CuO-Fe₃O₄用量为0.3g·L^-1、PS投加量为5mmol·L^-1的条件下，120min后，0.1mmol·L^-1的苯酚的矿化率约为100%。Li等^[44]利用多孔Fe_0.8Co_2.2O₄纳米笼活化PMS用于降解双酚A(BPA)。Fe_0.8Co_2.2O₄是一种环境友好型催化剂，具有较高的稳定性且可以循环利用。在Fe_0.8Co_2.2O₄/PMS体系中，八面体Co^Ⅱ在催化剂表面起主要的催化作用，促使PMS分解为$ {\rm{SO}}_4^{\bar \cdot }$和·OH。在pH=6、催化剂投加量为0.1g·L^-1、PMS用量为0.2g·L^-1时，反应60min后，对20mg·L^-1 BPA的降解效率可达95%以上。

  Cui等^[45]使用EDDS-Fe(Ⅲ)作为催化剂，构建SPC/ EDDS-Fe(Ⅲ)体系降解乙苯，结果表明该体系可适合中性条件下有机污染物的降解。Lin等^[46]分别使用过SPC二茂铁(Fc)作为非均相类Fenton体系的氧化剂和催化剂降解紫红，结果发现，Fc在与SPC反应的过程中会促进催化剂中Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)的循环，产生活性物质氧化降解污染物。在pH=3~11的范围内，Fc/SPC体系均可有效降解紫红，120min后降解率可达100%。

  4.   结语

  Fenton反应是处理难生物降解废水的有效方法，但是较窄的适用pH范围限制了其广泛应用。通过改进催化剂、氧化剂以及同时改进催化剂和氧化剂均能有效拓宽Fenton反应的pH范围，且这种拓宽能力主要取决于催化剂与氧化剂的性能。改进后的催化剂如负载型催化剂、铁及含铁矿物催化剂、改性催化剂及非铁活性位催化剂等，其在较宽的pH范围内能表现出较高的催化活性。改进后的氧化剂如过碳酸盐和过硫酸盐等，由于其自身具备的良好性质也会拓宽Fenton反应的pH范围。同时改进Fenton体系的催化剂和氧化剂，可在拓宽pH范围的同时避免二次污染。

• 1. [1]

     P K Malik, S K Saha. Sep. Purif. Technol., 2003, 31(3):241~250. doi: 10.1016/S1383-5866(02)00200-9

  2. [2]

     J H Sun, S P Sun, G L Wang et al. Dyes Pigments, 2007, 74(3):647~652. doi: 10.1016/j.dyepig.2006.04.006

  3. [3]

     L Zhou, Y Shao, J Liu et al. ACS. Appl. Mater. Interf., 2014, 6(10):7275~7285. doi: 10.1021/am500576p

  4. [4]

     刘晶冰, 燕磊, 白文荣 等.水处理技术, 2011, 37(3):11~17. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=sclj201103004&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  5. [5]

     D Nguyen, Z Zhang, W O S Doherty. J. Agr. Food Chem., 2015, 63(5):1582~1592. doi: 10.1021/jf504184u

  6. [6]

     H J H Fenton. J. Chem. Soc., Transac., 1984, 65:899~910.

  7. [7]

     N Masomboon, C Ratanatamskul, M C Lu. Environ. Sci. Technol., 2009, 43(22):8629~8634. doi: 10.1021/es802274h

  8. [8]

     G Zhang, Y Gao, Y Zhang et al. Environ. Sci. Technol., 2010, 44(16):6384~6389. doi: 10.1021/es1011093

  9. [9]

     S W Yin, M Rafatullah, A F M Alkarkhi et al. Desali. Water Treat., 2014, 52(22-24):4583~4591. doi: 10.1080/19443994.2013.804454

  10. [10]

      王彦斌, 赵红颖, 赵国华 等.化学进展, 2013, 25(8):1246~1259. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=hxjz201308003&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  11. [11]

      F L Y Lam, X Hu. Ind. Eng. Chem. Res., 2013, 52(20):6639~6646. doi: 10.1021/ie302864e

  12. [12]

      Y Yao, Y Mao, B Zheng et al. Ind. Eng. Chem. Res., 2014, 53(20):8376~8384. doi: 10.1021/ie403226v

  13. [13]

      Z Xu, C Huang, L Wang et al. Ind. Eng. Chem. Res., 2015, 54(16):4593~4602. doi: 10.1021/acs.iecr.5b00335

  14. [14]

      J Ma, Q Yang, Y Wen et al. Appl. Catal. B, 2017, 201:232~240. doi: 10.1016/j.apcatb.2016.08.048

  15. [15]

      李双菊, 毕彩丰, 范玉华 等.化工新型材料, 2017(2):168~170. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=hgxc201702055&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  16. [16]

      L Xu, J Wang. J. Hazard. Mater., 2011, 186(1):256~264. doi: 10.1016/j.jhazmat.2010.10.116

  17. [17]

      W Li, Y Wang, A Irini. Chem. Eng. J., 2014, 244(2):1~8.

  18. [18]

      冯勇, 吴德礼, 马鲁铭.中国环境科学, 2012, 32(6):1011~1017. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=zghj201206012&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  19. [19]

      L Wei, Y Wang, Z Ai et al. ACS. Appl. Mater. Interf., 2015, 7(51):28534~28544. doi: 10.1021/acsami.5b09919

  20. [20]

      W Huang, M Brigante, F Wu et al. Environ. Sci. Technol., 2013, 47(4):1952~1959. doi: 10.1021/es304502y

  21. [21]

      Z H Diao, X R Xu, D Jiang et al. J. Hazard. Mater., 2017, 327:108~115. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.12.045

  22. [22]

      X Hou, X Huang F Jia et al. Environ. Sci. Technol., 2017, 51(9):5118~5126. doi: 10.1021/acs.est.6b05906

  23. [23]

      Z Ma, L Ren, SXing et al. J. Phys. Chem. C, 2015, 119(40):23068~23074. doi: 10.1021/acs.jpcc.5b07575

  24. [24]

      T Xu, R Zhu, G Zhu et al. Appl. Catal. B, 2017, 212(5):50~58.

  25. [25]

      马楠, 刘华波, 谢鑫源.环境科学, 2015(2):576~583. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=hjkz201502031&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  26. [26]

      S H Tian, Y T Tu, D S Chen et al. Chem. Eng. J., 2011, 169(1):31~37.

  27. [27]

      L Lyu, L Zhang, Q Wang et al. Environ. Sci. Technol., 2015, 49(14):8639~8647. doi: 10.1021/acs.est.5b00445

  28. [28]

      E J Kim, D Oh, C S Lee et al. Catal. Today, 2017, 282(1):71~76.

  29. [29]

      韩琦, 董文艺.环境科学与术, 2012, 35(12):200~205. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=fjks2012s2043&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  30. [30]

      杨世迎, 陈友媛, 胥慧真 等.化学进展, 2008, 20(9):1433~1438. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=hxjz200809021&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  31. [31]

      H Gao, J Chen, Y Zhang et al. Chem. Eng. J., 2016, 306:522~530. doi: 10.1016/j.cej.2016.07.080

  32. [32]

      庞素艳.哈尔滨工业大学, 2011. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10213-1011279501.htm

  33. [33]

      王莹, 魏成耀, 黄天寅 等.中国环境科学, 2017, 37(7):2583~2590. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=zghj201707023&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  34. [34]

      张娟, 黄彦旻, 吴斌程 等.现代化工, 2017, 37(8):94~99. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=xdhg201708023&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  35. [35]

      刘阔, 金浩, 董为 等.环境科学, 2016, 37(5):1823~1830. http://kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx?filename=hjkz201605029&dbname=CJFD&dbcode=CJFQ

  36. [36]

      K Nakashima, Y Ebi, M Kubo et al. Ultrason. Sono. Chem., 2016, 29:455~460. doi: 10.1016/j.ultsonch.2015.10.017

  37. [37]

      L Qi, G Zuo, Z Cheng et al. Chem. Eng. J., 2013, 229(4):197~205.

  38. [38]

      A Long, L Yang, H Zhang. Ind. Eng. Chem. Res., 2014, 53(3):1033~1039. doi: 10.1021/ie402633n

  39. [39]

      G Liu, X Li, B Han et al. J. Hazard. Mater., 2017, 322:461~468. doi: 10.1016/j.jhazmat.2016.09.062

  40. [40]

      J Zou, J Ma, L Chen et al. Environ. Sci. Technol., 2013, 47(20):11685~11691. doi: 10.1021/es4019145

  41. [41]

      X Zang, X Gu, S Lu et al. Environ. Sci. Technol., 2014, 35(7):791~798. doi: 10.1080/09593330.2013.852592

  42. [42]

      Z Miao, X Gu, S Lu et al. Chemosphere, 2015, 119:1120~1125. doi: 10.1016/j.chemosphere.2014.09.065

  43. [43]

      Y Lei, C S Chen, Y J Tu et al. Environ. Sci. Technol., 2015, 49(11):6838~6845. doi: 10.1021/acs.est.5b00623

  44. [44]

      X Li, Z Wang, B Zhang et al. Appl. Catal. B, 2016, 181:788~799. doi: 10.1016/j.apcatb.2015.08.050

  45. [45]

      H Cui, X Gu, S Lu et al. Chem. Eng. J., 2017, 309(1):80~88.

  46. [46]

      K Y A Lin, J T Lin, Y F Lin. J. Taiwan Inst. Chem. Eng., 2017, 19(36):1~6.

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