湯茜，范藝馨，蘇欣，黃成思，孫玉偉，高永慧，王棟

（1 吉林省高校環(huán)境材料與污染控制重點實驗室，吉林四平 136000；2 吉林師范大學環(huán)境科學與工程學院，吉林四平 136000；3 大連理工大學環(huán)境學院，遼寧大連 116024）

對硝基酚是一種重要的化工原料，廣泛應用于染料、醫(yī)藥、殺蟲劑和防腐劑等生產(chǎn)領域[1]，同時它也具有典型芳香類污染物的毒性和穩(wěn)定性，能在環(huán)境中積累，并對人類的健康和生態(tài)系統(tǒng)造成危害，已被美國環(huán)境保護署（USEPA）列為優(yōu)先控制污染物[2]。近些年來，各種水處理技術用于降解廢水中的對硝基酚，例如吸附[3-4]、生物氧化[5]、Fenton 氧化[6]、電催化氧化[7]和光催化氧化[8]等，但仍存在處理成本高、降解效率低、反應時間長或產(chǎn)生二次污染等問題，因此開發(fā)一種適用于對硝基酚處理的低成本、綠色、高效技術勢在必行。

電芬頓技術是一種典型的、廣泛應用于有機污染物高效降解的電化學高級氧化技術，在其反應體系中氧氣能夠通過兩電子還原在陰極原位持續(xù)產(chǎn)生H2O2，進而誘發(fā)芬頓反應生成氧化性極強的羥基自由基（·OH）[9-10]。然而在實際應用中，電芬頓技術仍存在電極制作工藝復雜、成本相對較高，廢水pH適用范圍相對較窄、Fe2+還原再生速率較低等問題。因此，研發(fā)新型、高效、廉價的陰極材料以解決上述問題是目前研究者關注的熱點之一。碳材料因其具有高析氫電位、無毒、低成本和低H2O2分解速率等優(yōu)點[11]，是迄今為止使用最為普遍的陰極材料之一，如活性炭電極[12]、網(wǎng)狀玻璃碳電極[13]和還原氧化石墨烯膜電極[14]等。但由于受到碳材料固有結構的限制，其催化氧還原產(chǎn)H2O2的效率較低，有研究表明[15-17]，異質(zhì)非金屬元素摻雜，如N、P、B 等，可有效調(diào)節(jié)碳材料的sp2電子結構，為催化氧還原產(chǎn)H2O2提供更多的活性電位。此外，用過渡金屬組分修飾碳材料，因其強電負性作用可進一步誘導碳原子的電荷定位，從而提高碳材料的界面電荷轉移能力[18]。

生物質(zhì)炭是一類具備優(yōu)異理化特性和多樣化表面功能性的炭材料，其制備原材料來源廣泛且價格低廉，在廢水處理領域具有巨大的應用潛力。最初生物質(zhì)炭在廢水處理領域的研究主要集中在污染物的吸附去除[19-22]，隨著其優(yōu)勢的顯現(xiàn)，生物質(zhì)炭在電芬頓技術領域的研究也受到了國內(nèi)外學者的關注。Deng 等[23]以廢木材為原料，通過一步熱解的方式制備電芬頓陰極，在pH 為8 的焦磷酸鹽電解質(zhì)體系中降解磺胺噻唑，3h 的H2O2產(chǎn)率和磺胺噻唑去除率分別為13.80mg/L 和100%。Liang等[24]以水葫蘆為原料，采用ZnCl2活化碳化制備N摻雜生物質(zhì)炭電極用于電芬頓降解鄰苯二甲酸二甲酯，30min總有機碳（TOC）去除率可達86.8%，相應的能量消耗可降至60.15kW·h/kg TOC。吉林作為玉米的主產(chǎn)區(qū)，每年大規(guī)模玉米芯和秸稈的堆積給生態(tài)環(huán)境造成巨大壓力，若能將其合理用于電芬頓領域處理廢水，不僅能緩解能源危機，實現(xiàn)農(nóng)業(yè)廢棄物的資源化利用，而且為陰極的制備提供更為豐富廉價的原料，推動電芬頓技術的工業(yè)化應用。本文以玉米芯為主要碳源，尿素、硼酸和硝酸鐵分別為氮源、硼源和鐵源，采用熱沉積和高溫焙燒法制備N/B/Fe 共摻雜生物質(zhì)炭，通過一系列表征手段分析材料的形貌、結構、組成及電化學性能，并以對硝基苯酚為降解對象，考察N/B/Fe 共摻雜生物質(zhì)炭電極的催化效果及其穩(wěn)定性能。

1 材料與方法

1.1 主要試劑與儀器

對硝基酚（p-NP）、硝酸鐵[Fe(NO3)3·9H2O]、硼酸（H3BO3）、尿素[CO(NH2)2]、過氧化氫（H2O2）、無水乙醇（C2H5OH）、硫酸（H2SO4）、氫氧化鈉（NaOH）、硫酸鈉（Na2SO4）、叔丁醇（TBA）、對苯醌（PBQ）、香豆素（C9H6O2）、草酸鈦鉀（K2TiO·C4O8·2H2O），均為分析純。除特殊說明外，實驗所用溶液采用去離子水配制。

場發(fā)射掃描電子顯微鏡（SEM，JSM-7800F，日本電子）和透射電子顯微鏡（TEM，Talos F200x，美國賽默飛），用于樣品的形貌觀察；X 射線衍射儀（XRD，D/max 2500/PC，日本理學），用于樣品的物相結構測定；傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR，Cary 630，美國安捷倫），用于樣品的表面官能團測試；X 射線光電子能譜儀（XPS，ESCALAB 250XI，美國賽默飛），用于樣品的元素組成和價態(tài)分析；電化學工作站（VersaSTAT 3，美國阿美特克），用于樣品的氧還原性能研究；高效液相色譜儀（LC-5510，北京東西分析），用于p-NP濃度的定量分析；分子熒光分光光度計（Cary Eclipse，美國安捷倫），用于·OH 濃度的定量分析；紫外-可見分光光度計（TU-1810，北京普析通用），用于H2O2濃度的定量分析。

1.2 N/B/Fe共摻雜生物質(zhì)炭的制備

原料的預處理：玉米芯取自吉林省四平市郊區(qū)，用粉碎機將其粉碎至80～120 目的粉末，用去離子水清洗多次去除其表面的浮灰，80℃烘干備用。

N/B/Fe 共摻雜生物質(zhì)炭的制備：將H3BO3、CO(NH2)2和Fe(NO3)3·9H2O以摩爾比20∶10∶1混合溶解于100mL 事先預熱至85℃的去離子水中，加入1g 預處理好的玉米芯粉，攪拌4h 后，升溫至115℃將水分蒸干，轉移至石英舟中，在N2保護氣氛下800℃焙燒3h，冷卻至室溫取出，用去離子水和無水乙醇分別清洗3次后烘干。得到的材料標記為N/B/Fe@BC。

作為對比樣品，生物質(zhì)炭的制備直接將玉米芯粉放入馬弗爐中在同樣溫度下焙燒即可，材料標記為BC。而N/B 共摻雜生物質(zhì)炭和Fe 摻雜生物質(zhì)炭的制備方法與N/B/Fe 共摻雜生物質(zhì)炭相同，只是在第一步混合時省去相應元素的化合物即可，得到的材料分別標記為N/B@BC和Fe@BC。

1.3 電極的制備與電芬頓降解實驗

電極的制備：將0.1g N/B/Fe@BC（或BC、N/B@BC、Fe@BC）和0.4g 石墨粉混合于10mL 乙醇中超聲分散均勻，然后加入0.1mL 聚四氟乙烯（PTFE）乳液，繼續(xù)超聲20min，再將其轉入80℃的水浴中不斷攪拌，直至形成凝聚狀膏體，待其冷卻后壓制在不銹鋼網(wǎng)的兩側，裁成1.5cm×1.5cm的小塊，340℃下焙燒1h。

電芬頓降解實驗：采用無隔膜的兩電極體系，陰極為N/B/Fe@BC電極（或BC、N/B@BC、Fe@BC電極），陽極為鉑片電極，電極面積均為4.5cm2，間距為2cm。反應液為100mL 50mg/L 的對硝基酚溶液，并加入0.05mol/L的Na2SO4作為支持電解質(zhì)。在反應開始前，先用空氣在陰極附近預曝氣20min，使反應體系中的溶解氧飽和，之后曝氣一直貫穿實驗的整個過程，曝氣速率為0.4L/min。電芬頓反應在恒電流（50mA）模式下進行，在預設的時間間隔取樣分析對硝基酚的殘留濃度。O2陰極原位還原產(chǎn)H2O2性能測試在同一反應器中進行，只是反應液中不加對硝基酚。

1.4 分析測試方法

樣品的氧還原電催化活性采用線性掃描伏安法（LSV），通過旋轉圓盤電極技術進行表征，工作電極為涂有待測樣品的玻碳電極，輔助電極為鉑片電極，參比電極為飽和甘汞電極，電解液為氧飽和的0.05mol/L Na2SO4溶液，掃描速率為5mV/s，根據(jù)Koutecky-Levich（K-L）方程[式(1)][25]可計算氧還原反應電子轉移數(shù)n。

式中，j和jk分別為測試電流密度和動力學電流密度，mA/cm；ω為轉速，r/min；F為法拉第常數(shù)，96485C/mol；υ為溶液的運動黏度，0.01cm2/s；CO2為溶解氧濃度，1.6×10-3mol/L；DO2為氧的擴散系數(shù)，1.1×10-5cm2/s[26]。

對硝基酚濃度的測定采用高效液相色譜法，流動相為CH3OH/H2O（體積比為70∶30），流速為1.0mL/min，檢測波長為265nm；陰極原位生成H2O2質(zhì)量濃度的測定采用草酸鈦鉀分光光度法[27]；體系中產(chǎn)生的·OH 利用香豆素捕獲，并用分子熒光分光光度計進行定量分析[28]。

2 結果與討論

2.1 N/B/Fe@BC的表征

2.1.1 SEM與HRTEM分析

圖1 中(a)～(d)分別為N/B/Fe@BC、Fe@BC、N/B@BC和BC的SEM圖。由圖可知，BC為無定型的多孔結構，表面較粗糙；Fe 摻雜后生成了一些球狀的鐵氧化物或碳化物顆粒，堆積在BC 的表面及其孔道內(nèi)，且團聚現(xiàn)象較為明顯；在BC 的熱處理過程中引入N/B共摻雜后，材料表面出現(xiàn)大量的褶皺與缺陷，孔道結構更為豐富；而引入N/B/Fe 三元素摻雜，N/B/Fe@BC呈現(xiàn)由許多表面較為粗糙的薄片交錯堆積而成三維多孔結構，鐵氧化物或碳化物顆粒均勻地鑲嵌在碳材料的表面或孔道內(nèi)，無明顯的團聚。圖1(e)為N/B/Fe@BC 的HRTEM 圖，可以看見較清晰的晶格條紋，其間距分別為0.346nm、0.24nm 和0.209nm，分別對應于C(002)、Fe3O4(400)和Fe2O3(400)晶面[29-31]。圖1(f)為C、O、N、B和Fe元素的分布圖，可以看出各元素均勻分布在材料的表面。

圖1 樣品的SEM、HRTEM和元素分布圖

2.1.2 XRD分析

圖2 分別為N/B/Fe@BC、Fe@BC、N/B@BC 和BC的XRD圖譜，BC在24°和43°附近各有一個較寬的衍射峰，分別對應于石墨的(002)和(100)晶面[32]，而在異質(zhì)元素摻雜后的N/B@BC、Fe@BC 和N/B/Fe@BC 中，(002)晶面衍射峰的位置發(fā)生了右移，且峰的強度增大，說明摻雜后的碳結構向有序化發(fā)展。此外Fe@BC 在2θ=35.6°和43.1°處的衍射峰分別對應于Fe2O3的(311)和(400)晶面（JCPDS NO.39-1346），44.7°處的衍射峰對應于Fe3O4的(400)晶面（JCPDS NO. 26-1136），43.7°處的衍射峰對應于Fe3C 的(102)晶面（JCPDS NO. 35-0772），50.2°處的衍射峰對應于FeC 的(112)晶面（JCPDSNO.06-0686）。這些衍射峰在N/B/Fe@BC 中也可清楚看到，只是衍射強度相比Fe@BC 中的弱，說明鐵以多種形態(tài)負載在生物質(zhì)炭上，N和B的共摻雜使其粒度更小，分布更為均勻。

圖2 樣品的XRD圖譜

2.1.3 FTIR分析

圖3 為N/B/Fe@BC、Fe@BC、N/B@BC 和BC 的FTIR圖譜。由圖可看出，4種材料均在3442cm-1附近有一個較寬的吸收峰，其歸屬于吸附水和—OH的伸縮振動，同時N/B/Fe@BC 和N/B@BC 中的N—H 振動峰位于3452cm-1處，B—OH振動峰位于3435cm-1處[33]，與—OH 的吸收峰有較多的重疊。此外1578cm-1處的吸收峰對應于C＝C、C＝N或C—N—H的伸縮振動峰[17]，1126cm-1處的吸收峰歸屬于C—B、B—O 或C—O[34]，1083cm-1處為Fe—O—C 振動峰[35]。FTIR 圖譜雖然證實了N/B/Fe@BC 中N、B 和Fe 組分的存在，但是不同鍵振動對應的吸收峰存在一定的干擾，因此元素的組成及其價態(tài)信息將在后續(xù)XPS測試中作進一步補充分析。

圖3 樣品的FTIR圖譜

2.1.4 XPS分析

圖4 樣品的XPS圖譜

圖4(a)為N/B/Fe@BC、Fe@BC、N/B@BC 和BC四種材料的XPS 全譜圖。BC 的全譜圖中有兩個較強的特征峰，分別對應于C1s和O1s，說明BC主要由C 和O 兩種元素組成，F(xiàn)e@BC、N/B@BC 和N/B/Fe@BC 除C、O 外，還包含了摻入的元素Fe、N 和B。為進一步分析N/B/Fe@BC 中N、B 和Fe 的結合狀態(tài)，通過Gaussian-Lororentzian 法分別對其進行分峰擬合，如圖4 中(b)～(d)所示。由圖可看出，N/B/Fe@BC 和N/B@BC 中的氮均存在吡啶N、C—N和石墨N 三種形態(tài)，分別對應于398.1eV、398.9eV和401.4eV[36]，只是Fe摻入后C—N的質(zhì)量分數(shù)略有增加，由N/B@BC中的37.02%提高到N/B/Fe@BC中的39.81%，而石墨氮的質(zhì)量分數(shù)則略有減少，由N/B@BC 中的14.54%下降到N/B/Fe@BC 中的11.95%，說明Fe 的共摻雜可進一步增加生物質(zhì)炭材料的缺陷程度。此外由于N—Fe 和N—B 鍵的結合能與吡啶N 相近，398.1eV 對應的峰中可能還包含N—Fe和N—B兩種形態(tài)[37-38]。N/B/Fe@BC和N/B@BC中的硼均存在B—N、BC2O和BCO2三種形態(tài)，分別對應于190.2eV、190.9eV 和192.4eV[39]，其質(zhì)量分數(shù)在Fe 共摻雜后有較明顯的變化，尤其是BCO2的質(zhì)量分數(shù)為55.63%，較N/B@BC 中的BCO2提高了14.43%，說明B已成功嵌入C基質(zhì)中，F(xiàn)e的共摻雜使其含氧量明顯增加。N/B/Fe@BC 中的Fe2p 和Fe@BC 相比無明顯變化，均可擬合為兩個自旋軌道Fe2p3/2和Fe2p1/2， 分別對應于710.2eV 和723.9eV，同時存在718.6eV 和732.2eV 兩個伴峰，說明Fe 存在兩種價態(tài)，其中結合能在710.0eV 和723.8eV 的特征峰歸屬于Fe(Ⅱ)，而結合能在712.3eV和726.7eV的特征峰歸屬于Fe(Ⅲ)[40]。

2.1.5 氧還原（ORR）性能分析

為確定N/B/Fe@BC的電催化氧還原路徑，采用旋轉圓盤電極對其進行了測試，不同旋轉速率下的LSV曲線如圖5(a)所示，根據(jù)K-L方程得到的不同陰極電位下K-L擬合直線見圖5(b)。由于旋轉速率的增大導致擴散層的厚度變薄，極限電流密度隨著旋轉速率的增大而逐漸增加。陰極電位-1.00～-0.60V的K-L點具有很好的線性相關性（R2>0.99），表明N/B/Fe@BC 電催化氧還原過程符合一級反應動力學[41]，通過擬合直線的斜率可計算反應轉移電子數(shù)，N/B/Fe@BC、Fe@BC、N/B@BC和BC分別在陰極電位-0.60V、-0.70V、-0.80V、-0.90V和-1.00V下電催化氧還原的電子轉移數(shù)n見表1。在所測試的陰極電位范圍內(nèi)，N/B/Fe@BC電催化氧還原電子轉移數(shù)n均接近2，表明其反應路徑以兩電子氧還原為主，即原位生成H2O2。

圖5 N/B/Fe@BC的旋轉圓盤電極測試圖

表1 樣品的電催化氧還原電子轉移數(shù)

2.2 對硝基酚的降解效果

2.2.1 不同電極體系中對硝基酚降解效果的對比

為考察N/B/Fe@BC 電極的電芬頓催化氧化性能，將其與BC、Fe@BC、N/B@BC和石墨電極（G）用于同一反應體系中進行對比研究，對硝基酚溶液初始pH為3，考慮到Fe2+是電芬頓體系中的催化活性組分，在BC、N/B@BC 和G 體系中需額外加入0.1mmol/L 的FeSO4，對硝基酚的降解曲線如圖6所示。由圖可知，N/B/Fe@BC電極體系中對硝基酚的降解率最高，120min時可達97.93%±1.62%，其后依次為N/B@BC電極體系（91.53%±2.68%）、BC電極體系（80.97%±3.36%）、Fe@BC 電極體系（66.10%±4.26%）和G 電極體系（63.97%±3.21%）。同時對硝基酚的降解過程符合一級反應動力學規(guī)律，反應前60min內(nèi)N/B/Fe@BC電極體系中的反應速率常數(shù)k為0.040min-1，分別為N/B@BC電極體系的1.5倍、BC 電極體系的2.7 倍、Fe@BC 電極體系的3.6 倍和G 電極體系的5 倍。這可能是因為N、B 和Fe 的共摻雜改變了生物質(zhì)炭原有的電子結構，促進了氧還原電子轉移和Fe2+還原再生過程[42-43]。

圖6 不同電極體系中對硝基酚降解效果圖

2.2.2 初始pH對降解效果的影響

電芬頓工藝較為嚴格的pH 適用范圍在一定程度上限制了其推廣應用[9]。為考察N/B/Fe@BC 電極的實用性，調(diào)節(jié)對硝基酚溶液的初始pH分別為3、5、7 和9，測試不同pH 條件下對硝基酚去除率隨時間的變化，結果如圖7所示。由圖可知，隨著溶液初始pH 的升高，反應開始后0～60min 內(nèi)對硝基酚的去除率下降趨勢較為明顯，60min時，初始pH為3、5、7 和9 的體系中對硝基酚去除率分別為91.10%±2.23%、87.10%±2.79%、81.37%±3.81%和73.80%±4.19%，而在反應后期不同pH條件下對硝基酚去除率差別不大，120min 時對硝基酚的去除率均能達到95%以上。另外從反應60min內(nèi)的速率常數(shù)k也能看出，酸性溶液中對硝基酚的降解速率明顯快于中性或弱堿性溶液，但適當延長反應時間，對硝基酚在中性或弱堿性溶液中也能達到較好的去除效果。這可能是因為在酸性的條件下，溶液中存在較多的H+，利于氧還原產(chǎn)生更多的H2O2，繼而生成更多的·OH 加速對硝基酚的降解，而在中性或弱堿性溶液中，雖然原位生成的H2O2濃度相對減少，但由于電極表面的≡FeⅡ/Ⅲ氧化還原促進了電子轉移，在反應后期·OH 濃度受溶液pH 的影響較小。

圖7 不同初始pH下對硝基酚降解效果

2.2.3 不同水質(zhì)對降解效果的影響

為了評價N/B/Fe@BC 電極實際應用的可行性，將配制反應液的去離子水分別更換為自來水、江河水（四平市東遼河）及市政污水（四平市污水處理廠），江河水和市政污水在配制溶液前先將其靜置、過濾以去除懸浮雜質(zhì)。不同水質(zhì)體系中對硝基酚去除率隨時間的變化如圖8所示，對硝基酚在去離子水、自來水、江河水和市政污水4種水體中均能有效去除，120min 時對硝基酚的去除率分別為95.70%±0.76%、89.87%±2.82%、91.83%±3.71%和81.13%±2.29%，說明該電極在實際水體的處理中是可行的。

圖8 不同水質(zhì)中對硝基酚降解效果圖

2.3 電極穩(wěn)定性測試及反應機理

2.3.1 N/B/Fe@BC電極的穩(wěn)定性

電極的穩(wěn)定性是其實際應用的一個關鍵評價指標，因此將N/B/Fe@BC 電極連續(xù)重復使用10 次考察其穩(wěn)定性，反應在中性條件下進行，循環(huán)周期為120min，每一循環(huán)結束后更換新的反應液，電極僅簡單用去離子水沖洗3 次，實驗結果如圖9 所示。由圖可知，電極在使用10 次后，120min 時對硝基酚的去除率仍可達到85%以上，說明該電極在電芬頓體系中較穩(wěn)定，可多次重復使用。

圖9 N/B/Fe@BC電極的循環(huán)次數(shù)對降解效果的影響

2.3.2 反應機理

基于N/B/Fe@BC 材料的ORR 分析，首先對該體系電極原位產(chǎn)生的H2O2濃度進行了測試，發(fā)現(xiàn)120min 時H2O2的產(chǎn)量為(60.30±4.60)mg/L，遠低于BC 電極體系[(103.23±4.90)mg/L]和N/B@BC 電極體系[(191.23±5.26)mg/L]，這可能是因為催化活性組分Fe2+固定在電極上，生成的H2O2會通過芬頓反應轉化為·OH，因此測得的H2O2產(chǎn)量并不是所生成的H2O2總量。其次，為進一步證實生成的H2O2通過芬頓反應轉化為·OH，對N/B/Fe@BC 電極和Fe@BC 電極體系中的·OH 濃度進行了測定，如圖10 所示。N/B/Fe@BC 電極體系中產(chǎn)生的·OH 濃度遠高于Fe@BC 電極體系，120min 時·OH 濃度分別為(26.23±1.72)μmol/L 和(4.87±0.60)μmol/L。據(jù)文獻報道[44]，F(xiàn)e(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)共存的電芬頓體系中，除了·OH外，還可能存在O2·-，見式(2)和式(3)，因此為確定N/B/Fe@BC 電芬頓體系中的主要活性自由基，分別添加對苯醌（O2·-捕獲劑）和叔丁醇（·OH和O2·-捕獲劑）[45]進行了對比分析，如圖11 所示。由圖可知，添加對苯醌對對硝基酚降解率的影響較小，添加1mmol/L和10mmol/L對苯醌的反應體系中120min 時對硝基酚的去除率分別下降4.06%和9.66%，而添加10mmol/L叔丁醇后，對硝基酚的去除率明顯下降，且隨著叔丁醇濃度的增加，對硝基酚去除率下降的幅度逐漸增加，添加10mmol/L 和100mmol/L叔丁醇的反應體系中120min時對硝基酚的去除率分別下降35.23%和58.76%，說明對硝基酚降解過程中起主導作用的是·OH。

圖10 反應體系中·OH與H2O2濃度分析

圖11 不同捕獲劑對對硝基酚降解率的影響

3 結論

（1）以玉米芯為碳源，尿素、硼酸和硝酸鐵分別為氮源、硼源和鐵源，通過熱沉積和高溫焙燒成功制備了N/B/Fe共摻雜生物質(zhì)炭材料。

（2）對比BC、Fe@BC和N/B@BC，N/B/Fe@BC表面缺陷增加，孔道結構更為豐富，同時N、B和Fe 以化學鍵形式嵌入到C 基質(zhì)中，性能更為穩(wěn)定。ORR 分析表明N/B/Fe@BC 電催化氧還原反應路徑以兩電子為主。

（3）N/B/Fe@BC電極電芬頓性能最優(yōu)，120min時對硝基酚的去除率可達97.93%±1.62%，60min內(nèi)反應速率為0.040min-1，分別為N/B@BC 電極的1.5倍、BC 電極的2.7 倍、Fe@BC 電極的3.6 倍和G 電極的5倍。

（4）N/B/Fe@BC 電極的pH 適用范圍較寬，當溶液初始pH 在3～9 范圍內(nèi)，120min 時對硝基酚的去除率均能達到95%以上。同時受水質(zhì)的影響較小，在去離子水、自來水、江河水和市政污水4種水體中對硝基酚均能有效去除。

（5）N/B/Fe@BC 電極具有較好的可重復利用性，循環(huán)使用10 次后對硝基酚的去除率仍可達到85%以上。

（6）通過H2O2和·OH 濃度檢測及自由基捕獲實驗證實，對硝基酚降解過程中起主導作用的自由基為·OH。