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四环素(tetracycline，TC)作为常用的广谱抗生素之一，被大量广泛应用于医药、水产养殖以及畜牧业等行业中。而以生化技术为主的传统污水处理工艺无法将其有效去除，致使其大量进入天然水体。目前，在地表水、地下水甚至饮用水等水体中均可检测到四环素，即使在微量水平上，四环素类抗生素也对生态系统和人类健康造成极大的威胁[1]。近来，基于过硫酸盐的高级氧化技术在去除水中抗生素方面表现出色。通过对过一硫酸盐(peroxymonosulfate，PMS)或过二硫酸盐(peroxydisulfate，PDS)进行活化，可原位产生强氧化性的硫酸根自由基等活性物质对污染物进行氧化分解甚至矿化[2]。其中，碳基催化剂在活化PMS去除废水中抗生素方面引起广泛关注[3]。特别是，氮改性碳材料在活化PMS方面展现出优异的性能，通过在碳材料结构中引入氮原子，可改变碳材料局部的电子浓度分布及配位结构，有利其对PMS的吸附与活化，从而表现出较高的催化活性[4-6]。如WANG等[4]利用壳聚糖作为氮源和碳源，通过先水热碳化再热解的方法制备了氮掺杂碳球，发现该碳材料具备较好的活化PMS产SO4·−能力，可高效去除水中多种污染物。另外，QU等[6]以三聚氰胺为氮源，以L-谷氨酸为碳源，通过高温热解制备了氮掺杂碳纳米片，该催化剂可活化PMS产生1O2和·O2−进而实现对BPA的去除。因此，开发具有活化PMS性能的新型氮掺杂碳材料至关重要。
塑料污染是世界范围内的一个重大环境问题[7]。其中，聚氯乙烯(polyvinyl chloride，PVC)作为世界第三大通用塑料，每年产量约4 000×104 t，仅次于聚乙烯和聚丙烯，且50%以上产自中国[8]。得益于塑料分子内高的碳含量，研究人员以废弃塑料作为碳源，制备了多种高附加值的碳材料[9]，如石墨烯、碳纳米管和碳纳米片等，并将其应用于吸附[10-11]、催化和传感等领域[12]。MA等[8]利用低温好氧处理将PVC脱氯后，进一步裂解成碳纳米管，为废塑料再利用开发了新思路。YANG等[13]利用水热法对PVC进行脱氯回收，并利用KOH活化的方法制备了高效捕集CO2的微孔碳材料。近来，将废弃塑料转变为具有活化PMS能力的碳纳米材料，并将其应用于去除废水中难降解污染物的研究备受关注。如MIAO等[14]利用废弃旧丙烯粉末通过一锅热解法合成了氮掺杂碳纳米管，通过活化PMS的方式在高盐的环境中实现了对磺胺甲恶唑的有效降解。REN等[15]开发了一种基于盐模板的碳化方法，将高密度聚乙烯催化转化成碳材料活化PMS实现了苯酚的高效降解。最近WEI等[16]发现将三聚氰胺与PVC在室温下研磨，再经热处理后可制备出具有较好催化活性的氮改性碳催化剂。与PVC直接进行热处理过程中常伴有含氯的有机有毒污染物不同，该方法可在常温条件下先进行脱氯反应，从而避免后续热处理过程中有毒物质的产生。该方法是一种温和环保的将废弃PVC转变为高值碳纳米材料的方法，而所制备的氮掺杂碳材料对PMS的活化及对污染物的去除性能值得期待。
鉴于此，本研究以废弃聚氯乙烯塑料为碳源，三聚氰胺为氮源，采用隔氧高温热处理方法制备了氮掺杂的碳纳米片，并将其应用于活化PMS以去除水中四环素。系统地考察了催化剂的制备、催化反应条件及影响因素。此外，推测了该材料催化活化PMS去除四环素的反应机理。
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过一硫酸盐(2KHSO5·KHSO4·K2SO4，PMS)、三聚氰胺(C3H6N6)、N,N-二甲基甲酰胺(DMF，C3H7NO)、无水硫酸钠(Na2SO4)、碳酸氢钠(NaHCO3)、磷酸二氢钠(NaH2PO4)、无水乙醇(CH3CH2OH)、无水甲醇(CH3OH，MeOH)、L-组氨酸(C6H9N3O2，L-his)、叔丁醇(C4H10O，TBA)、对苯醌(C6H4O2，p-BQ)、碘化钾(KI)均为分析纯，PVC塑料袋产自于苍南县龙港峰尚制袋厂。
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采用在惰性气氛下高温热处理的方法制备氮掺杂碳纳米片[16]。首先，称取一定量废弃PVC塑料袋溶于10 mL DMF中，搅拌1 h使其充分溶解。将2 g三聚氰胺粉末加入上述溶液，并继续搅拌2 h反应得到白色胶状物。所得胶状物经离心水洗3次后，置于70 ℃鼓风干燥箱中干燥12 h，研磨得到固体粉末。随后，将所制备的固体粉末置于管式炉中，在氮气氛围下700 ℃下煅烧2 h，冷却后收集所得粉末即为制备的氮掺杂碳纳米片，标记为PVCN。另外，通过改变PVC与三聚氰胺的质量比(30%、60%和100%)，分别制备不同质量比的PVCN(分别标记为30 PVCN、60 PVCN和100 PVCN)。
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采用X射线衍射(XRD，日本smart Lab)在10°~90°内以6°·min−1的速率扫描图像，对催化剂的晶体结构进行表征。采用扫描电子显微镜(SEM，德国ZEISS Gemini SEM 300)和透射电子显微镜(TEM，美国FEI Talos F200S)对催化剂的微观形貌进行分析。采用X射线衍射仪(XPS，美国Thermo Scientific K-Alpha)分析样品中元素的组成形态。通过拉曼光谱(Raman，日本Horiba LabRAM HR Evolution)分析催化剂的结构缺陷与石墨化程度。采用电子顺磁共振谱仪(EPR，英国Edinburgh FLS1000)检测了反应体系中产生的活性物种种类，其中以5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)和2,2,6,6-四甲基哌啶(TEMP)作为自旋捕获剂。使用电化学工作站(CHI 660 B，中国上海辰华)，在传统的三电极体系中考察催化剂的电化学性质。其中，铂丝和饱和甘汞电极(SCE)分别作为对电极和参比电极，反应液电解质为0.05 mol·L−1的Na2SO4水溶液。
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选择四环素作为模拟目标污染物对催化剂活性进行考察。首先，称取一定量的催化剂分散于100 mL 10 mg·L−1四环素溶液中，并保持持续搅拌。待催化剂与四环素达到吸附脱附平衡后，加入一定浓度PMS开始降解反应，其间间隔一定时间取样3 mL并立即与甲醇混合停止反应。悬浮液经0.22 μm尼龙膜过滤后，采用紫外-可见分光光度计分析所得溶液中TC浓度变化，TC的吸收波长为358 nm。为了探究材料的重复利用效果，将反应后的催化剂经0.22 μm滤膜过滤和水洗后并置于70 ℃烘箱烘干，收集所得固体粉末进行重复降解实验。使用总有机碳分析仪(TOC，德国Jena Multi N/C 3100)测定湖水中TOC。使用离子色谱仪(Thermo Scientific ICS-600)检测湖水中常见阴离子的浓度。反应过程中PMS的测定方法为[17]：将0.05 g的碳酸氢钠与1 g的碘化钾溶于5 mL去离子水，加水至9 mL，按照降解实验取样时间采集1 mL四环素溶液过0.22 μm滤膜，与上述9 mL溶液混合，静置15 min后用紫外分光光度计检测395 nm的吸光度。
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图1为经高温热解法制备的PVCN的SEM和TEM图。从图1(a)和图1(b)可以发现，所制备的PVCN为二维层状纳米片形貌且片层表面光滑。与石墨烯等二维碳材料类似，该纳米片堆叠在一起，并且可明显发现其表面存在为减少表面能而形成的褶皱。透射电镜图(图1(c))证实了该碳材料由较薄的纳米片层组成，且选区电子衍射图显示该碳材料主要为无定型结构。但从PVCN材料的高分辨透射图(图1(d))可清晰的发现短程有序的晶格条纹，表明其具有一定的结晶性。其中，0.34 nm的晶格间距对应于石墨碳的(002)晶面[18]，进一步表明所制备的PVCN中含有石墨碳结构。另外，PVCN的石墨化区域表现出大的石墨化晶格条纹间距和高曲率，表明其可能存在丰富缺陷和活性位点[19]。
采用XRD对所制备的PVCN的晶体结构进行分析。如图2(a)所示，在PVCN的XRD谱图中，均可发现位于26.3°和42.5° 2个较宽衍射峰，分别对应石墨碳的(002)晶面和(101)晶面[20]，较宽的(002)表明其具有石墨碳结构[14]，但结晶度不高，这与TEM的表征结果相对应。图2(b)为材料的拉曼光谱。可见，在1 354 cm−1和1 585 cm−1处均出现2个特征峰，分别为D峰和G峰。其中，D峰与碳缺陷或石墨相碳中异质原子掺杂导致的无序排列有关，而G峰则对应于sp2杂化的结晶性石墨化碳原子，通过两者的比值(ID/IG)可评价碳材料缺陷度或石墨化度。由图2(b)可知，3种掺杂比的ID/IG值从小到大的排列顺序为：100 PVCN<60 PVCN<30 PVCN，100 PVCN的缺陷最少，30 PVCN的缺陷最多。ID/IG的增加是由于N掺杂引起的碳材料中sp2杂化向sp3杂化的转变。随着N掺杂量的增大，材料的缺陷程度增加，说明在高温热解过程中，形成了石墨化缺陷[16]。之前研究表明，在碳材料活化PMS过程中，碳材料结构中石墨化缺陷可为催化剂和PMS之间提供更多的电子转移路径[21]。利用XPS对材料的元素组成及价态进行分析。如图2(c)所示，不同比例的PVCN材料均由碳、氮和氧组成。同时，随着PVC含量的增加，样品中的碳和氮元素的相对比例也逐渐升高，该结果证实了氮原子已成功掺杂碳材料中。另外，由图2(d)可见，在g=2.003处可观察到明显的特征峰信号，该信号与碳原子外围未成对电子含量有关[6]，表明PVCN样品中含有氮空位。催化剂中的N来源于三聚氰胺，这种情况可能是由于样品在高温煅烧过程中，部分N转化成氨气后逃逸从而形成了氮空位[5]，有研究[4]表明，氮空位的引入可促进碳材料对PMS的吸附，从而提升其活化PMS性能。
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图3为不同反应体系对TC去除率的影响。由图3(a)可知，单独PVCN对TC具有一定的吸附性能，经30 min吸附反应后基本达到吸附平衡。在反应阶段，当只有PMS存在时，TC在30 min内的去除率仅为25.8%，表明PMS具有一定的氧化分解TC能力，这可归因于PMS自身较弱的氧化能力。当只有PVCN存在时，经30 min反应后，溶液中TC的浓度基本保持不变。与之对比，当同时加入PVCN和PMS时，可明显发现TC的浓度急剧下降，PVCN对TC的去除率高达98%，其表观反应动力学常数k(0.106 min−1)为单独PMS(0.01 min−1)的10倍(图3(b))。同时，考察了不同PVC/三聚氰胺质量比的PVCN对TC去除效率的影响。随着PVC含量的增加，虽然所制备PVCN对TC的去除率呈现一定下降趋势(反应动力学常数由0.106 min−1衰减至0.66 min−1)，但经30 min反应后，所有催化剂对TC去除效率仍然可维持在80%以上。该结果一方面表明催化剂中氮的相对含量对其活性有影响。另一方面也说明所制备的PVCN材料具有优异的活化PMS去除污染物TC的能力。
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研究了不同催化剂投加量、pH、PMS浓度、阴离子干扰对四环素降解的影响。图4(a)为不同催化剂投加量对TC降解的影响。催化剂浓度一方面直接影响吸附性能，另一方面也会影响催化PMS活性位点的数量。随着催化剂投加量的增大，TC去除率呈现先增加后趋于稳定的趋势。当催化剂投加量为0.05 g·L−1时，反应30 min后，TC去除率为90%。而当催化剂投加量增至0.1 g·L−1时，TC去除率可达到98%。进一步增加催化剂投加量至1.5 g·L−1时，TC去除率稍微降至96%。这主要归因于随着催化剂投加量的增大，可提供更多的PMS活性点位，促使体系中产生更多的活性自由基[22]，从而加速TC的降解。
由图3的对比实验结果可知，引入PMS后，PVCN对TC的降解效果得到了明显提升。因此，考察了不同PMS浓度对TC降解活性的影响。如图4(b)所示，随着PMS浓度的增加，TC的去除率呈现先增大后减小的趋势。当PMS浓度由0 mmol·L−1增至1 mmol·L−1时，TC的降解效果逐渐提高，去除率从92%增加至98%。而当PMS浓度由1 mmol·L−1进一步增至1.5 mmol·L−1时，去除率提高有限，这主要是由于PMS浓度由1 mmol·L−1增至1.5 mmol·L−1时，反应体系中产生了过多SO4·−，过量的SO4·−自由基之间会发生自淬反应或与HSO5−发生反应，生成氧化能力较弱的SO5·−自由基，从而导致参与反应的SO4·−减少，并使反应活性减弱[23]。
进一步考察了不同pH对TC降解的影响。如图4(c)所示，其中，当反应液初始pH为7时，TC去除率最高可达98%；当pH=3时，TC去除率相对有所减弱，为94%。这主要归因于在酸性条件下，HSO5−与过量的H+可形成更稳定的H2SO5，不利于催化剂与其反应生成SO4·−[24]；当反应液初始pH为碱性时(pH=11)，催化剂对TC去除效率为95.9%，这可能是由于在碱性条件下，一些SO4·−与OH−反应生成寿命较短、氧化还原电位较低、选择性较低的·OH。因此，高浓度的OH−可能会淬灭SO4·−并降低TC的去除效率[25]。总之，由图4(c)中可发现反应液pH对TC降解效果无明显影响，经过30 min反应后，对TC的去除率均达到90%以上。该结果表明所制备的PVCN碳材料具有在较宽的pH范围内活化PMS的能力，有利于其在实际工况中的应用。
实际水体环境中，常存在多种的无机阴离子，他们的存在会影响催化剂对PMS的活化以及自由基的生成，从而抑制或促进污染物的降解，因此，考察了不同阴离子对反应体系的影响。由图4(d)可知,当向反应液中分别投加10 mmol·L−1阴离子时,可以观察到除HCO3−和H2PO4−外，其他阴离子均对催化剂的活性表现出一定的抑制作用。其中，Cl−可能与SO4·−反应生成Cl·、Cl2·−和HClO，导致SO4·−的消耗，从而抑制TC的降解[26-27]。HCO3−是过硫酸盐氧化过程中极好的自由基清除剂，可同时消除反应体系中的SO4·−和·OH，然而，本实验中HCO3−的存在促进了TC的降解，这可能是因为HCO3−具有缓冲作用，可使反应pH保持在7左右，并且HCO3−与SO4·−能反应生成稳定性更高的·CO3−，从而提高了PVCN对TC的氧化还原能力[25-26]。SO42−对TC的降解产生了轻微的抑制作用，表明PVCN/PMS对SO42−有较好的耐受性。
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催化剂的稳定性是催化剂性能的一个重要指标。本研究中，采用重复性实验对PVCN的稳定性进行考察。如图5(a)所示，经5次重复实验后，PVCN催化剂对TC的降解性仍可维持在80%以上。此外，从图5(b)和图5(c)的催化剂反应前后XPS和XRD图谱可知，PVCN在反应后元素组成和晶体结构均未改变，表明该复合催化剂具备较高稳定性，具备一定的实际应用前景。
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考察了在不同水质的实际水体中催化剂活化PMS去除TC性能的情况。如图6所示，在湖水和自来水中，所制备的氮掺杂碳纳米片催化剂均表现出较好的活化PMS去除TC的性能，对TC的去除率分别为94.7%和94.1%。由于湖水中的共存物质可能会对影响降解效果，因此，对湖水水质进行分析，湖水中TOC为15.48 mg·L−1，SO4·−、Cl− 、NO3−、PO43−和HCO3−的质量浓度分别为76.91、65.66、1.03、0.87和4.03 mg·L−1。上述实验结果证明SO4·−和Cl−均能对TC的降解产生干扰，导致催化剂对TC的降解性能有所减弱。尽管如此，该催化剂在湖水和自来水中仍具有优异的活化PMS去除TC的性能，表明其具有一定的实际应用前景。
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为了确定体系中所产生自由基的种类，首先采用自由基淬灭实验，考察不同自由基对降解反应的贡献。有研究[28]表明，在羟基自由基(·OH)与硫酸根自由基(SO4·−)同时存在的条件下，由于叔丁醇(TBA)与羟基自由基(·OH)反应比硫酸根自由基(SO4·−)快，可选择性地淬灭体系中的·OH。而甲醇(MeOH)则可与·OH与SO4·−快速反应。因此，采用MeOH与TBA作为自由基淬灭剂来考察反应体系中·OH与SO4·−对TC去除的贡献情况。对苯醌(p-BQ)和L-组氨酸(L-his)作为超氧自由基(·O2−)和单线态氧(1O2)的淬灭剂[29]。由图7(a)可知，当向体系中加入5 mmol·L−1TBA后，TC的去除率由98%减至89%，表明在该反应体系中·OH的贡献较小。同时，5 mmol·L−1 MeOH的加入对催化活性无明显抑制作用，图7(c)显示了反应体系中PMS的消耗量，反应30 min后，PMS浓度仅利用了42.7%，说明体系内生成了较少的SO4·−[30]，由此可推断在该反应体系中，·OH和SO4·−不是降解TC的主要活性物种。另一方面，对比分别加入5 mmol·L−1 p-BQ与L-his的结果可知，p-BQ与L-his对TC的降解均起到了明显的抑制作用，表明体系中发挥主要作用的活性物种为1O2及·O2−。以上结果表明，所制备氮掺杂碳材料活化PMS起主导作用的活性物种为1O2和·O2−，这与前人报道的氮掺杂石墨化碳活化PMS降解污染物过程类似[31]。
另外，采用EPR对反应过程中产生的活性物种进行分析。由图8(a)可知，当催化剂和PMS共同存在时，在反应体系中能明显检测到归属于TEMP-1O2加合物的三重特征峰信号(1:1:1)，进一步证明了反应过程中有1O2的产生。同时，随着反应进行，该特征峰信号逐渐加强，间接表明所产生1O2的量不断增多。另外，由图8(b)中可明显观察到属于DMPOX的特征峰(1:2:1:2:1:2:1)，而未捕获到归属于DMPO-·OH和DMPO-SO4·−加合物的特征峰。这可归因于催化剂与PMS反应可直接将DMPO氧化成DMPOX，这与之前报告的氮掺杂碳材料活化PMS的结果一致，说明在该过程中存在着电子转移方式的非自由基活化PMS过程[22]。图8(c)反映了超氧自由基的EPR信号。反应5 min后，可以观察到明显的DMPO-O2·−加合物的六重特征峰，且随着反应的进行(10 min后)，该峰强度进一步提高，表明体系中不断有超氧自由基的生成[32]。以上测试进一步验证了自由基捕获实验结果，在反应过程中产生了单线态氧和超氧自由基。
基于实验结果可知，催化剂中碳氮相对含量对其活化PMS去除TC效果有明显影响。因此，利用XPS对比分析了不同比例的PVCN中C和N成键情况。图9(a)为C1s的高分辨图，从中可以看出，30 PVCN中C=O或C=N键的相对占比要高于60 PVCN样品和100 PVCN，说明其含有更多C=O或C=N。有研究表明，碳材料中的C=O和C=N键可以作为PMS的活性位点[7]，将PMS活化成1O2从而达到对污染物的降解[10,33]。因此，30 PVCN可提供更多活化PMS的位点。另外，由N1s的高分辨图谱(图9(b))可发现位于398.7、399.7、400.9和404.2 eV的4个拟合峰，分别对应于吡啶氮、吡咯氮、石墨氮和氮氧化物[34]。之前报道证实在氮掺杂碳材料中，吡啶氮和石墨氮可作为PMS的活性位点[35]。其中，石墨氮通过削弱碳电子云密度，改善四环素分子与π电子之间的相互作用，促进对四环素的吸附[17]，而吡啶氮可作为PMS的吸附位点[4,36]。相比于60 PVCN和100 PVCN，30 PVCN中吡啶氮和石墨氮的占比最高，说明其可提供更多的活性位点，从而表现出更高的催化活性。另外，采用电化学计时电流方法，对所制备的PVCN材料与PMS和TC之间的电子转移行为进行研究。由图10可知，当加入PMS时会立即引起电流的增加，而加入TC后也会导致电流增加。这说明TC可通过PVCN将电子转移到PMS[37]，该结果证明在PVCN/PMS体系中，电子转移作用也参与到TC的降解过程中。综上所述，30 PVCN活化PMS的途径主要通过以1O2和电子转移的非自由基以及·O2−的自由基方式进行，最终实现高效去除TC。
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1)采用高温热处理法，以废弃PVC和三聚氰胺制备了氮掺杂碳纳米片催化剂，该催化剂具备较优的活化PMS降解TC的能力。在PMS浓度为1 mmol·L−1，30 min反应后，该PVCN/PMS体系对TC的去除率达到98%。
2)考察了PVC相对含量、PMS浓度、催化剂投加量和反应液pH等实验条件对催化活性的影响。当PVC/三聚氰胺为30%、PMS浓度为1 mmol·L−1及催化剂投加量为0.1 g·L−1时，该复合催化剂催化活性达到最优。同时，催化剂在宽pH范围内均具有较好的活化PMS去除TC的活性。
3)反应机理研究结果表明，该催化剂活化PMS去除TC反应过程中，其活化PMS的方式主要通过以1O2和电子转移为主的非自由基过程以及·O2−的自由基过程实现对TC的高效去除。同时，该复合催化剂具备较好的稳定性，且能适应不同水体环境，具备较好的应用前景。
废弃聚氯乙烯塑料衍生的氮掺杂碳纳米片活化过一硫酸盐去除水中四环素
Nitrogen doped carbon nanosheet derived from waste PVC plastic activated peroxymonosulfate for tetracycline removal
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摘要: 本研究分别以废弃聚氯乙烯塑料和三聚氰胺作为碳源和氮源，采用高温热处理方法制备了氮掺杂薄层纳米碳片材料，并对其活化过一硫酸盐(PMS)去除水中抗生素四环素(TC)的性能进行研究。考察了PMS浓度、催化剂投加量、pH及不同离子对TC去除的影响。多种物化表征结果表明，所制备材料为薄层纳米片结构且主要由碳、氮和氧元素组成。降解实验结果表明，该催化剂具有较优的活化过一硫酸盐(PMS)去除TC的性能。在投加PMS浓度为1 mmol·L−1、催化剂投加量为0.1 g·L−1条件下，催化剂去除TC活性最佳，反应30 min后，TC的去除率达到98%。自由基捕获实验和电子自旋共振测试结果表明，该催化剂活化PMS降解TC过程中，起主导作用的为单线态氧、超氧自由基。重复性实验结果表明该催化剂具备较好的稳定性。本研究可为新型高效活化PMS碳基催化体系的开发及其在环境污染控制领域的应用提供参考。Abstract: In this work, nitrogen doped carbon nanosheet catalyst was synthesized via a thermal treatment method by employing waste polyvinyl chloride (PVC) plastic as carbon source and melamine as nitrogen source. The performance of tetracycline (TC) removal from water by the catalyst activated peroxymonosulfate (PMS) was evaluated. The effects of the operational parameters including PMS concentration, catalyst dosage, pH and different inorganic ions on TC degradation were studied. The results of various characterizations revealed that the prepared catalyst had a thin nanosheet structure and consisted of carbon, nitrogen and oxygen elements. Moreover, the catalyst displayed an excellent PMS activation ability for TC degradation. The optimum TC removal happened at the catalyst dosage of 0.1 g·L−1 and PMS content of 1 mmol·L−1, 98% of TC could be removed after 30 min reaction. As confirmed by results of the radical trapping experiments and EPR tests, the formed singlet oxygen and superoxide radicals played a vital role during TC degradation by catalyst/PMS. The result of cycling tests revealed that the catalyst had a relatively robust stability. This work paves the way for the rational design of a novel carbon-based catalytic system with high-efficiency PMS activation and application in the field of environmental pollution control.
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Key words:
- peroxymonosulfate /
- nitrogen doped carbon /
- PVC /
- tetracycline
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伴随着我国城镇化进程的加快，市政污水的处理需求在快速上升。由于我国现代化建设起步较晚，污水排放管网建设多采用合流制[1]，致使管道除了承接生活污水之外，还容纳了工业废水及雨水等[2]。当前我国市政污水总体呈现出有机污染物含量低、水质水量变化大、污染物成分复杂等特点[3]，导致在污水处理中，生物脱氮的实际效果不佳，出水水质不达标。污水中的大量氮源若不能达到排放标准就进入自然水体，势必加剧河道和湖泊水体的富营养化[4]。因此，解决低碳氮比市政污水含碳量不足的问题，是提高市政污水处理高效脱氮的重要方向。
常规的生物脱氮主要由氨化作用、硝化作用和反硝化作用3个部分完成。根据氮的存在形态，功能微生物菌群在特定微环境下相互协作，共同完成脱氮过程[5]。当前生物脱氮多采用悬浮生长系统为主的缺氧/好氧、厌氧/缺氧/好氧、序批式活性污泥法、氧化沟等传统工艺。但这些传统生物脱氮工艺存在多种缺点，例如：因活性污泥在水中的形态多为絮体状，导致反应装置的水力停留时间和污泥停留时间难以控制；污泥内的自养菌生长周期长，易随出水流出；活性污泥抗环境胁迫能力较差等[6-8]。
为克服上述缺点，以填料为载体的悬浮生长系统正在被广泛采用。其中代表性工艺包括生物接触氧化、生物转盘、及生物滤池等[6,9]。不过，常规填料上附着的活性生物膜厚度一般不超过2 mm。受传质阻力和水力冲击的作用，生物膜较易脱落，因而影响水处理效能。近来有研究在单一反应器中引入改性玄武岩纤维(modified basalt fiber, MBF)做填料。这种新型生物载体可快速吸附活性污泥，形成一种有别于传统生物膜的微生物聚集体(生物巢)[10]。通常，生物巢尺寸可达10 cm以上。其生物量虽然巨大，但并不影响传质和生物活性，因而可实现不同类型污/废水的高效脱氮除碳[11]。相对于传统填料，新型改性玄武岩纤维更适合做生物载体。其能够富集大量的功能微生物菌群，尤其是生长缓慢的氨氧化细菌、亚硝酸盐氧化菌以及异养硝化-好氧反硝化(heterotrophic nitrifying aerobic denitrifying, HN-AD)菌等[12-13]。尽管从材料改性的角度可以优化功能微生物的富集，但功能微生物的生长通常受到生理条件如C/N比的限制。在传统的生物脱氮过程中，生物反硝化需要大量的有机碳源作为电子供体。而我国的市政污水的碳氮比普遍较低，导致反硝化菌生长受到抑制。为了降低出水中含氮污染物的浓度，现有工艺通常通过外加碳源来提高污水的碳氮比。不过，使用外加碳源一方面会增加污水厂的运行成本，另一方面由于实际废水进水的水质水量具有较大的波动性，碳源投加量难以精确控制[14]。
在此背景下，解决市政污水中碳源有效利用的问题就成了当前污水处理领域的研究热点之一。考虑到在偏中性和碱性环境中NO3−/NO2−电对的氧化还原电位高于Fe(II)/Fe(III)，研究人员尝试在复杂菌群中投加铁氧化物介导种间电子传递，以实现有机底物氧化与硝酸盐还原的耦合。纳米级铁氧化物如赤铁矿(α-Fe2O3)、磁赤铁矿(γ-Fe2O3)、磁铁矿(Fe3O4)作为半导体和导体材料具有良好的生物亲和性。微生物可以利用这些纳米材料作为电子介体实现电子传递[15]。据报道Geobacter sulfurreducens可以氧化乙酸盐但不能还原NO3−，而Thiobacillus denitrificans能够还原NO3−但不能氧化乙酸盐。两者的共培养并不能实现有机物氧化和硝酸盐还原的耦合发生，但当添加α-Fe2O3或Fe3O4纳米颗粒时共培养体系能成功实现共代谢[16]。此外，研究还发现氢自养反硝化菌的外膜细胞色素对α-Fe2O3具有高度亲和性，借助α-Fe2O3可加速电子向胞内硝酸盐还原酶的传递，从而促进反硝化的进行[17]。因此，铁氧化物介导的种间电子传递为菌群共代谢提供了一种有效途径[18]。此外，对于一些具有跨膜电子转移能力的反硝化菌，进入细胞内部的α-Fe2O3有可能在周质空间直接介导NADH(还原性辅酶I)等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递。因此，这种胞内电子传递促进机制也为碳源有效利用提供了新的途径。但是，目前尚未有关于投加铁氧化物以解决市政污水碳源不足问题的研究报道。
为此，本研究选用MBF作为生物载体，在生物接触氧化池中培养生物巢，借助于生物巢独特的好氧-缺氧-厌氧微环境，富集各种与氮转化相关的功能微生物。同时，在池体中投加纳米氧化铁(α-Fe2O3)，考察其介导种间或胞内电子转移机制对脱氮效能的刺激作用，并解析氮转化的代谢通路。本研究旨在探索α-Fe2O3介导下碳源有效利用的可行性及潜在的机制，为提高低碳氮比市政污水的高效脱氮提供一种新的策略。
1. 材料与方法
1.1 实验用污泥培养
本实验所选用的种泥均采自镇江市某污水处理厂中的好氧生化池。在曝气条件下培养种泥，每日静置30 min后的上清液用等体积培养液替换。培养液的主要成分包括5 g·L−1的胰蛋白胨、10 g·L−1的酵母菌浸出物和10 g·L−1的NaCl。培养7 d后检测污泥的MLSS和MLVSS，测得MLSS含量为4 000 mg·L−1、MLVSS含量为2 211 mg·L−1、VSS/SS为0.552 8。随后将上述污泥接种到反应器中，同时保存部分污泥(−80 ℃冰箱)中用于微生物群落检测。在通入实际污水之前，反应器的出水COD和总氮(TN)需连续稳定7 d，使用模拟污水培养反应器的运行水质稳定状况如图1所示。
图 1 通入市政原水前反应器内的进出水水质Figure 1. Influent and effluent quality of synthetic wastewater before feeding raw municipal wastewater into reactor1.2 实验用污水
本实验所选用的低C/N(1.83±0.51)市政污水取自镇江某市政污水处理厂的夏季进水，进水有机碳源的质量浓度过低，C/N比已经接近1:1，远低于正常生物脱氮所需要的C/N，且进水水质含量受天气影响有较大的波动。实验所用污水的水质质量浓度的变化见图2。
图 2 市政废水的每日进水水质变化Figure 2. Changes in daily influent water quality of municipal wastewater1.3 外加铁源
本实验选用纳米α-Fe2O3作为外加铁源。该α-Fe2O3(罗恩试剂)外观形貌主要呈球形，尺寸在20 nm。活性污泥MLSS与纳米氧化铁按3:1的质量比投加入反应器中。
1.4 反应器设计
本研究所设计的反应器为小型生物接触氧化池。设计反应器池体高70 cm，直径30 cm，池体容积设计为25 L。池体顶部设置溢流堰，底部设置排泥口，整体为亚克力板构造而成。在池体底部设有环状曝气管，自下至上给反应器提供曝气功能。反应器进水口设置于池体右下侧、略高于并紧贴于曝气环。出水口设置于反应器溢流堰的左上方。每个反应器培养3座生物巢。相邻生物巢间距为5 cm，放置位置须高于底部曝气环10 cm。反应器设计水力停留时间为12 h，包括换水沉淀1 h和曝气运行11 h，以连续流的形式运行，控制流量泵的流速为35 mL·min−1。具体反应装置示意图如图3所示。
1.5 反应器运行
实验分为对照组和实验组。对照组直接将25 L活性污泥加入反应器中，而实验组除加入25 L活性污泥外，还混入33.3 α-Fe2O3。2组反应器同步运行。2组反应器均悬挂MBF(纤维长15 cm，单丝直径13 μm)填料，通过吸附活性污泥以形成稳定的生物巢。待反应器稳定后，持续运行36 d。每天定时采集进水和出水并进行水质检测。实验期间，反应器内的水温控制在25~30 ℃，溶解氧(DO)维持在3~5 mg·L−1，进水pH维持在7.0~7.5。反应器运行过程中每天采集进出水水样。统计数据采用中位数进行分析。
1.6 分析与检测
进出水中的BOD使用BOD检测仪(Lovibond BD600)检测。TN、NH4+、NO2−、NO3−和COD分别使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(GB 11894-89)、纳氏试剂分光光度法(GB 7479-87)、盐酸萘乙二胺分子吸收分光光度法(GB 7493-87)、盐酸紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)和快速消解分光光度法(HJ/T 399-2007)进行检测。
实验结束后，对两座反应器的泥样进行宏基因组测序，以探究反应器中的微生物群落组成。采用CTAB法提取样本的DNA，利用Agilent 5400依次检测样本的DNA浓度、完整性和纯度。随后取用检测合格的样品，用Covaris超声波破碎仪将样品的DNA链打断，制备长度在350 bp左右的DNA片段，再对DNA片段进行修饰、加尾、接头、纯化、PCR扩增等[19-21]。最后，在Illumina NovaSeq高通量测序平台(深圳微科盟科技集团有限公司)上对样品DNA进行宏基因组测序，从而得到样品的宏基因组数据。最后基于RAST和KEGG数据库上对氮转化和生物电子转移相关的功能基因进行注释。
另取样品，用PBS缓冲溶液反复清洗3次并去除上清液，再用25%戊二醛溶液固定样品并置于4 ℃冰箱中12 h，随后再次使用PBS缓冲溶液清洗样品，并依次使用浓度为50%、60%、70%、80%和100%的乙醇稀释液对样品进行5次脱水处理备用[22]。最后将样品放置于硅片上，置于真空冷冻干燥箱内干燥，喷金处理后在透射电镜(TEM)上扫描拍摄，以观察样品形态及纳米Fe2O3的聚集位置。
2. 结果与讨论
2.1 出水水质评价
待反应器通入实际污水之后，开始测量2组反应器的进出水水质。本实验所使用的污水水质波动较大，在反应器运行后期进水中有机氮的质量浓度升高(图2)，总氮的进水质量浓度由30~40 mg·L−1提升至50~60 mg·L−1，反应器的出水总氮质量浓度也随之升高。整体而言，对照组的平均总氮出水质量浓度为(34.22±9.17) mg·L−1，实验组的平均出水质量浓度则为(29.63±8.14) mg·L−1(图4(a))；对照组的平均总氮去除率保持在(21.85±11.35)%左右，而实验组的平均总氮去除率则达到了(32.21到了平均总率保持。相比于对照组，实验组的总氮去除率提高了10% 左右，说明投加α-Fe2O3可以提高总氮的去除率。
图 4 总氮、COD值及单位COD的脱氮量的进出水质量浓度Figure 4. Concentration of TN、COD and nitrogen mass removed per unit of COD in influent and effluent wastewater实验所用污水的进水COD值在暴雨天低至40~50 mg·L−1，日常维持在80 mg·L−1，最高能达到130~150 mg·L−1(图2)。而反应器的平均出水COD值明显降低，且波动幅度减小。从COD的平均去除率来看，对照组的平均去除率为(49.84±19.37)%，而实验组的平均去除率则为(53.33±17.5)%(图4(b))。从出水COD值来看，对照组的出水COD值为(35.35±16.34) mg·L−1，实验组则为(32.43±8.17) mg·L−1。实验组的出水COD值基本低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准的出水指标。
整体而言，实验组中单位COD的脱氮量TN/COD约为0.370，明显高于对照组TN/COD的0.234，脱氮效率提高了58%(图4(c))。这一结果证明了在实际污水的处理中，纳米氧化铁的添加能够有效提高单位COD的利用效率。
此外，在对2组反应器出水总氮组成进行检测时发现，实验组出水中有机氮的质量浓度要低于对照组。这也证明相较于对照组，α-Fe2O3能够诱导池体内的大量微生物将进水中的有机氮化成氨氮。所以结果表现为出水时实验组总氮质量浓度低于对照组，同时氨氮又高于对照组的现象，因此，即使实验组的出水氨氮质量浓度要高于对照组，也不能说明实验组的脱氮效果差。其中，对照组的出水氨氮质量浓度为(3.03±2.49) mg·L−1，而实验组的出水氨氮质量浓度则为(5.89±2.66) mg·L−1，到25 d后因水质波动分别提升至(9.83±2.82) mg·L−1和(17.27±3.86) mg·L−1(图5(a))。
图 5 其余氮类污染物的进出水质量浓度Figure 5. Concentrations of other nitrogen pollutants in the influent and effluent wastewater该市政污水的硝态氮及亚硝态氮的质量浓度很低，平均进水质量浓度仅为0.49 mg·L−1及0.03 mg·L−1(图2)。但因为进水有机碳源不足，导致反硝化作用不充分，2组反应器的出水中硝酸盐及亚硝酸盐质量浓度均有上升。整体而言，对照组的出水硝酸盐质量浓度平均为(19.14±5.77) mg·L−1，高于实验组的(11.50±5.38) mg·L−1(图5(b))；对照组的出水亚硝态氮质量浓度平均为(2.05±1.13) mg·L−1，高于实验组的(1.70±0.86) mg·L−1(图5(c))。这证明添加了α-Fe2O3的实验组在碳源不足的污水中的反硝化能力要强于对照组。结果证明添加α-Fe2O3能够提高实际市政污水处理中的生物脱氮效率。
2.2 生物质变化
原始泥样的MLSS含量为4 000 mg·L−1，MLVSS为2 211 mg·L−1，VSS/SS为0.552，显示本实验所用污泥活性较高[23]。如表1所示，2组反应器经过约40 d的培养后，对照组的污泥MLSS含量为4 125 mg·L−1，MLVSS为2 253 mg·L−1以及VSS/SS为0.553。这一结果显示，对照组的污泥生物质与原始泥样相比没有明显变化。而实验组因为额外投加了α-Fe2O3，MLSS和MLVSS含量分别显著提升至5 239 mg·L−1和2 599 mg·L−1，同时VSS/SS降至0.496，显示污泥生物质存在明显变化。其中实验组的MLSS含量仅比对照组的含量增加了1 114 mg·L−1，低于投入反应器中1 333.3 mg·L−1的α-Fe2O3，说明α-Fe2O3会随着反应器的出水少量流失。同时实验组的MLVSS比对照组高了316 mg·L−1。这说明α-Fe2O3可能具有诱导胞外聚合物分泌的能力。
表 1 原始泥样和反应器中的MLSS和MLVSS及其比值Table 1. MLSS, MLVSS and their ratios in the raw sludge and reactors样品 MLSS MLVSS MLSS/MLVSS 原始泥样 4 000 2 211 0.552 对照组 4 125 2 283 0.553 实验组 5 239 2 599 0.496 | Show Table
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2.3 微生物种群结构分析
通过宏基因组对2组反应器中的微生物群落进行门和属水平上的分类并进行功能结构分析。依据宏基因组学的物种丰度聚类分析测序结果显示，2组反应器的活性污泥中总共包含42个菌门，其中未被定义的菌门分别占对照组和实验组中总菌门的25.28%和23.54%。在门水平上，在对照组和实验组反应器中占比均超过1%的有Proteobacteria (51.64%；53.69%)、Actinobacteria (11.62%；15.13%)、Nitrospirae (6.19%；2.23%)、Bacteroidetes (1.65%；2%)和Firmicutes (1.04%；1.62%) (图6(a))。其中，在2组反应器中占比较高的Proteobacteria (变形菌门)和Actinobacteria (放线菌门)是优势菌门，二者在不同反应器中占比均超过了10%。变形菌门中含有大量可以分别在好氧和厌氧的环境中生存的硝化以及反硝化菌属 [24-25]。这2个菌门在实验组中的占比均高于对照组，说明投加α-Fe2O3可以刺激反硝化菌的生长。剩余的优势菌门Nitrospirae (硝化螺旋菌门)、Bacteroidetes (拟杆菌门)和Firmicutes (厚壁菌门)中同样包含大量与氮代谢相关菌属，说明反应器的微生物群落有利于去除含氮污染物。
图 6 2组反应器中相对丰度前20的优势菌门和优势菌属Figure 6. Top 20 relative abundances of dominant phyla and genera in two groups of reactors而属水平上的分类显示，2组反应器中未被定义的菌属分别占对照组和实验组中总菌属的29.8%和27.19%。在对照组和实验组反应器中占比均超过1 %的属分别有Thauera (17.34%；11.85%)、Nitrospira (6.19%；2.23%)、Alicycliphilus (3.62%；2.14%)、Candidatus_Accumulibacter (2.89%；3.9%)、Mycolicibacterium (2.84%；1.83%)、Pseudomonas (2.52%；2.93%)、Micropruina (2.48%；5.78%)、Dechloromonas (2.42%；2.68%)、Casimicrobium (2.11%；5.11%)、Afipia (1.79%；1.57%)、Diaphorobacter (1.71%；1.44%)、Sphaerotilus (1.31%；6.37%)(图6(b))。其中，优势菌属Thauera、Pseudomonas以及Dechloromonas是具有异养硝化-好氧反硝化功能的菌属，能在有氧条件下将不同形态的氮转化为氮气[26-28]。此外，一些HN-AD菌被证明具有尿素水解酶[29]，可以将有机氨转化为氨氮。这可能是实验组反应器内氨氮质量浓度高于对照组的原因。Nitrospira是典型的亚硝酸盐氧化菌[30]。Alicycliphilus具有多样性的代谢机制，可利用硝酸盐等作为电子受体，参与污水处理中的反硝化过程[31]。Candidatus_Accumulibacter是典型的反硝化聚磷菌，在缺氧条件下以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体实现反硝化和聚磷[32]。Mycolicibacterium是一种革兰氏阳性菌，具有脲酶和硝酸盐还原活性[33]。Casimicrobium是市政污水处理厂一种常见的好氧菌，却能将硝酸盐还原为唯一产物亚硝酸盐[34]。Sphaerotilus是一种铁基好氧菌，能够以以Fe2+为电子供体实现自养反硝化[35]，其相对丰度在实验组中增加进一步证实了α-Fe2O3参与了反硝化菌的呼吸过程。Micropruina是一种聚糖元菌，在厌氧条件下可以将糖、氨基酸等同化成末端发酵产物如乳酸盐、乙酸盐、乙醇、丙酮酸盐等(作为内源性碳)[36]。Afipia属主要参与大多数有机底物如葡萄糖、果糖、蔗糖等的氧化[37]。总之，氨氮的转化和去除是HN-AD菌、硝化菌、反硝化菌共同作用的结果。
2.4 功能基因注释
通过对比2组反应器中与氮转化相关基因，可以分析α-Fe2O3对生物脱氮的影响。首先探究了能够影响氨化过程的功能基因，研究发现检出的实验组氨化功能基因簇ureA、ureB和ureC的表达量均高于对照组[38]，分别为对照组的1.58，1.89和1.03倍。此外，实验组中还检出了对照组中所没有的功能基因gdh[39](图7(a))。这说明在功能基因的层面上，α-Fe2O3确实能够诱导微生物更高效进行氨化反应。这进一步印证了对照组反应器中氨氮质量浓度较高的现象。在能够影响硝化过程功能基因中，功能基因amoB、amoC、hao、nxrA和nxrB的表达量实验组均高于对照组[40]，分别为对照组的1.36、1.19、1.29、1.05和1.31倍，证明添加α-Fe2O3确实可以提高微生物的硝化潜能(图7(b))。而在影响反硝化过程的功能基因中，除narI和nirK外，实验组的narG、narH、napA、napB、nirS、norC、norB和nosZ的相对表达量均高于对照组[41]，分别为对照组的1.05、1.31、1.59、2.09、1.04、2.23、1.68、1.19倍(图7(c))。功能基因相对丰度的差异表明，添加α-Fe2O3可正向调控氮转化功能基因的表达。本研究显示在单一池体的曝气条件下，生物巢可以实现同步硝化和反硝化。
图 7 反应器中氮转化相关功能基因表达量的热图Figure 7. Heat map of expression levels of nitrogen conversion related functional genes in bio-nests此外，本研究对跟电子转移蛋白相关的编码基因进行了研究，共检索到4个编码跨膜电子转移蛋白的功能基因，分别是mtrA、mtrB、mtrC和macA[42]。与对照组相比，实验组的4个功能基因的表达量均受到了抑制，分别为对照组的67.89%、47.59%、63.56%和58.23% (图8)。这意味着投加α-Fe2O3后细胞已不需要更多的跨膜电子转移蛋白参与电子向胞外的传输，从而导致电子转运蛋白表达量减少。
图 8 反应器中电子转移功能基因表达量的热图Figure 8. Heat map of the expression level of electron transfer functional genes in bio-nests2.5 碳源有效利用机理分析
如上所述，实验组中跨膜电子转移相关基因的表达量要普遍低于对照组，这意味着更多的电子参与胞内含氮化合物尤其是硝酸盐的还原或反硝化过程。这导致了α-Fe2O3存在的情况下，消耗单位COD可以有利于去除更多的TN。外膜上电子转移蛋白表达的下调间接表明α-Fe2O3在胞内参与了电子传递与含氮化合物的转化[43-44]。此外，TEM表征结果(图9)表明，实验组中的细胞内存在大量黑色颗粒物，而未投加α-Fe2O3的对照组中则没有颗粒物的堆积。这一现象进一步证明了α-Fe2O3能够进入胞内参与电子传递(即介导了NADH等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递)，保证了更多电子(或碳源)被用于反硝化过程。这解释了在α-Fe2O3存在下消耗单位COD可以去除更多TN的原因。
图 9 活性污泥中的微生物电镜照片Figure 9. Electron microscopy photos of microorganisms in activated sludge综上所述，α-Fe2O3一方面能够显著提高氮转化相关基因的表达水平，提高系统内氮转化的效率；另一方面能够下调微生物周质空间和外膜上电子转移蛋白的表达，减少了跨膜的电子转移，将更多的电子留存在胞内进行硝酸盐呼吸，实现碳源的有效利用。基于出水水质、微生物群落结构、功能基因结构及其表达水平，本研究推测性地提出了α-Fe2O3介导下反硝化菌胞内的氮代谢通路(图10)。
图 10 α-Fe2O3介导的反硝化菌胞内的氮代谢通路Figure 10. Intracellular nitrogen metabolic pathway of denitrifying bacteria mediated by α-Fe2O33. 结论
本研究依据外加铁源对生物脱氮性能的影响，探索性地将α-Fe2O3材料和MBF生物巢联系起来，成功构建出一种能够显著提高MBF生物巢反应器内单位COD利用效率的新工艺。具体结论如下。
1)实际污水实验中，对照组和实验组反应器对总氮的去除率分别为(21.85±11.35)%和(32.21±11.35)%，单位COD的脱氮效率(TN/COD)则分别为0.234和0.370，实验组比对照组的脱氮效率高出58%，说明α-Fe2O3能够提高MBF生物巢反应器对实际市政废水的脱氮效果。
2)宏基因组测序结果表明，α-Fe2O3的投加提高了氮转化相关基因的表达量，同时能够抑制周质与外膜上电子转移蛋白相关基因的表达。这说明α-Fe2O3能够参与胞内电子转移，促使更多电子参与胞内硝酸盐呼吸作用。
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图 2 PVCN的XRD图谱、拉曼图谱、XPS图谱和EPR信号
Figure 2. XRD patterns, Raman shift, XPS spectra and EPR signal of PVCN
图 3 不同质量比PVCN和不同反应体系对TC降解效果的影响及一级动力学常数
Figure 3. Effects of different catalytic reaction systems on TC degradation and first-order kinetic constants
图 6 不同水质对降解TC效能的影响
Figure 6. Effect of different water quality on the efficacy of TC degradation
图 7 不同淬灭剂对降解TC效能的影响
Figure 7. Influence of the degradation of TC in different radical scavengers
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