黃雨蒙, 黃 穎, 李中堅,2, 雷樂成,2

基于石墨紙陰極的電活化過硫酸鹽高效降解阿特拉津

黃雨蒙1, 黃 穎1, 李中堅1,2, 雷樂成1,2

(1. 浙江大學(xué) 化學(xué)工程與生物工程學(xué)院, 浙江 杭州 310027; 2. 浙江大學(xué)衢州研究院, 浙江 衢州 324000)

針對大多數(shù)陰極材料的析氫電勢比過硫酸鹽(persulfate，PS)的活化電勢低，產(chǎn)氫反應(yīng)抑制了PS的活化，利用析氫電勢較高的石墨紙(graphite paper，GP)作為陰極，電活化PS降解廢水中難降解有機污染物，為石墨材料作為陰極電活化PS提供理論依據(jù)。研究采用GP作為陰極，以阿特拉津(atrazine，ATZ)作為模型污染物，探究GP作為陰極材料電活化PS產(chǎn)生自由基的可行性及降解ATZ的機理。結(jié)果表明：當(dāng)電流為-2 mA，PS濃度為1 mmol×L-1，ATZ的濃度為2.3 μmol×L-1條件下，GP作為陰極可有效活化PS，產(chǎn)生自由基?OH、SO4??、O2??和1O2實現(xiàn)ATZ的降解，經(jīng)過50 min即可將ATZ完全降解。實驗證明GP作為陰極可有效活化PS，且活化效率高，為利用石墨材料作為陰極電活化PS降解ATZ提供新思路。

石墨紙；過硫酸鹽；電活化；阿特拉津

1 前 言

隨著現(xiàn)代工業(yè)的迅速發(fā)展，石油化工、化學(xué)制藥、紡織印染、食品加工以及人類的日常活動使得自然水體中持續(xù)檢測到難降解有機污染物[1]。一些難降解有機污染物如藥品、抗菌劑、激素、除草劑、殺蟲劑等對生態(tài)和人類健康產(chǎn)生不可忽視的威脅[2-4]。與傳統(tǒng)水處理方法(例如絮凝、沉淀、過濾等)相比，高級氧化技術(shù)能夠更高效地降解有機污染物，因此被廣泛應(yīng)用在污水和飲用水的處理中。硫酸根自由基(SO4??)擁有較高的氧化還原電位(2.5～3.1 V)，并能夠快速氧化具有共軛鍵的有機污染物(二級動力學(xué)反應(yīng)速率1010(mol×L?1×s)?1>> 108(mol×L?1×s)?1[5-7]。一般情況下，SO4??是通過活化單過硫酸鹽(peroxymonosulfate，PMS)或過硫酸鹽(persulfate，PS)產(chǎn)生的，其中常見的活化手段包括紫外光(ultraviolet，UV)[8]、熱[6，9]、超聲[10]、電化學(xué)方法[11]、過渡金屬[12]、磷酸根[6]等等。雖然過渡金屬及摻雜過渡金屬的催化劑材料能夠高效催化PMS和PS產(chǎn)生SO4??，但是殘留的/析出的過渡金屬離子會在污水處理流程中由于pH的變化而沉淀，對后續(xù)水處理/配水產(chǎn)生困難，并可能造成二次污染。為了解決這些缺陷，近年來使用碳材料活化PMS/PS來降解新興污染物得到研究人員的關(guān)注。碳材料能夠有效地通過表面的官能團(tuán)(如醌、羥基等)催化PMS/PS，通過自由基途徑或者非自由基途徑降解污染物。如Tang等[13]利用具有氧原子團(tuán)的邊緣缺陷的中孔碳材料成功活化PS降解2,4-二氯苯酚。Ren等[14]深入分析了碳納米管上不同的含氧官能團(tuán)對于活化過二硫酸鹽降解苯酚的機制。Sun等[15]利用氮改性的碳納米管活化PMS氧化苯酚溶液也取得良好的效果。無論是中孔碳材料還是碳納米管等，這些材料的成本較高，難于獲得。另外由于大多數(shù)材料作為陰極具有較低的析氫電勢，產(chǎn)氫反應(yīng)為陰極的主要反應(yīng)，因此無法有效活化PS[16]。石墨材料具有較高的析氫電勢，這為石墨材料作為陰極電活化PS提供可能，并且反應(yīng)過程中石墨材料沒有金屬析出的問題。相比于石墨烯、碳納米管等其他碳材料，石墨紙(graphite paper，GP)的成本較低，可回收性較強。

本研究以GP為陰極電活化PS(electrochemical activation of persulfate，EC/PS)降解難降解有機污染物阿特拉津(atrazine，ATZ)。研究電流、電極面積以及初始PS濃度對于ATZ降解效率的影響，并對反應(yīng)過程中的活性物質(zhì)及ATZ降解產(chǎn)物及過程進(jìn)行分析，以期為石墨電極在實際廢水處理過程中電催化PS去除難降解有機污染物的應(yīng)用提供理論機理和技術(shù)支持。

2 實驗(材料與方法)

2.1 試劑與儀器

使用的試劑均為分析級(>98%)，叔丁醇(tert-butyl alcohol，TBA)購于Aladdin公司(中國)；甲醇(methanol，MeOH)購于上海實驗試劑有限公司；商用GP(1 mm厚度)購于內(nèi)蒙古碳電廠；淬滅實驗中所用的2,2,6,6-四甲基哌啶(2,2,6,6-Teramethylpiperidine，TEMP)與5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(5,5-dimethyl-1-pyrroline N-oxide，DMPO)購于上海艾覽化工科技有限公司。

2.2 實驗裝置與方法

2.2.1 GP的預(yù)處理及表征

取GP在丙酮溶液中超聲90 min，用超純水沖洗，再浸入超純水中繼續(xù)超聲90 min，最后將GP取出，60 ℃下烘干，備用。

GP的電化學(xué)活性表面積(electrochemical active surface area, EASA)根據(jù)Randles-Sevcik公式計算得出，使用 5 mmol×L-1K3[Fe(CN)6]作為可逆氧化探針，pH = 4，以預(yù)處理后的GP為工作電極，碳棒為對電極，Ag/AgCl為參比電極(飽和KCl，0.199 V標(biāo)準(zhǔn)H2電極)。在電化學(xué)工作站上的三電極電池中執(zhí)行線性掃描電壓測量(linear sweep voltammetry，LSV)，掃描范圍為+1.2～-1.2 V，掃描速度為5 mV·s?1。含氧官能團(tuán)的測定采用傅里葉變化紅外光譜(Fourier transform infrared spectroscopy，F(xiàn)TIR)進(jìn)行表征，掃描范圍：4 000 ～ 500 cm-1，波數(shù)精度0.01 cm-1。

2.2.2 ATZ去除的體系對比

如圖1所示在100 mL單腔室反應(yīng)容器中進(jìn)行電化學(xué)活化PS降解ATZ體系的對比實驗，反應(yīng)溶液由30 mmol×L-1Na2SO4作為電解質(zhì)(增強溶液的導(dǎo)電性)，濃度為2.3 μmol×L-1的ATZ作為目標(biāo)污染物，下同。在無外加電源且不添加PS時，探究GP對ATZ的吸附效果；在無外加電源但PS濃度為1 mmol×L-1時，探究GP活化PS對ATZ的降解效果；在加電但不添加PS時，探究GP作為陰極，電氧化降解ATZ的降解效果；在加電且添加PS濃度為1 mmol×L-1時，探究GP作為陰極活化PS對ATZ的降解效果。當(dāng)有外加電源時，使用不銹鋼絲網(wǎng)作為陽極，使用Ag/AgCl參比電極。陽極和陰極之間的距離為3.0 cm，其幾何表面尺寸為1 cm × 3 cm。所有批量實驗都是使用電化學(xué)工作站以恒電流模式進(jìn)行的。由磁攪拌器連續(xù)混合。取樣時，立刻向樣品中加入Na2S2O3來淬滅樣品中殘留的PS，Na2S2O3與PS的量比為1:1。所有實驗在室溫((25 ± 1) ℃)下重復(fù)3次。ATZ的濃度用高效液相色譜測定。

圖1 實驗裝置示意圖

1. jacketed reactor 2. influent 3. reference electrode 4. counter-electrode 5. working electrode 6. sampling port 7. effluent

2.2.3 ATZ降解效果的影響條件

通過控制單一變量探究電流、GP面積以及初始PS濃度對ATZ降解效果的影響。所有批量實驗都是使用電化學(xué)工作站以恒電流模式進(jìn)行。

2.2.4 自由基的分析與電子順磁共振實驗

按照2.2.3節(jié)中操作流程搭建反應(yīng)裝置，控制電化學(xué)工作站設(shè)定工作電流為2.2.3節(jié)中最佳電流，為確定系統(tǒng)中的活性物種，使用多種不同濃度的自由基清除劑(MeOH、TBA)進(jìn)行淬火實驗。為了排除 O2在系統(tǒng)中的貢獻(xiàn)，在反應(yīng)之前在反應(yīng)溶液中持續(xù)通入N2(> 99.99%)30 min。

電子順磁共振(electron paramagnetic spectroscopy，EPR)實驗用來檢測電化學(xué)活化PS體系中的自由基種類，檢測時不加ATZ。通過檢測羥基自由基(?OH)與SO4??和DMPO反應(yīng)分別生成的DMPO-OH和DMPO-SO4來確定這2種自由基的存在。樣品制備是將1 mL反應(yīng)溶液與0.2 mL DMPO溶液(1.1 mol×L-1)混合。通過檢測1O2與TEMP反應(yīng)生成的TEMPO來確定這個自由基的存在。樣品制備是將1mL 反應(yīng)溶液與0.05 mL TEMP溶液混合(5.8 mol×L-1)。20 s后，混合后的溶液轉(zhuǎn)移到2 mL毛細(xì)管中，立刻用順磁共振波譜儀(EMX A300，Germany)測量。測量參數(shù)如下：微波橋功率20.4 mW，微波橋頻率9.8 GHz，中間場強3 507.9 G，掃描寬度120 G，調(diào)制頻率100 kHz。

2.2.5 產(chǎn)物分析

按照2.2.3中操作流程搭建反應(yīng)裝置，反應(yīng)條件：ATZ初始濃度為4.6 μmol×L-1，PS初始濃度為0.5 m mol×L-1，Na2SO4濃度為30 mmol×L-1，陰極電流為?2 mA，電極幾何面積為1 cm×3 cm，初始pH為5.6。分別在30、60、90、120、150、180 min取樣，取樣后，立刻向樣品中加入0.1 mL乙醇以淬滅樣品中殘留的活性物質(zhì)。

用UPLC(Waters, USA)-TOF-MS液相質(zhì)譜儀(AB SCIEX 5600plu，USA)測量產(chǎn)物。

3 結(jié)果與討論

3.1 GP的表征

對GP材料進(jìn)行了表征，EASA及FTIR檢測結(jié)果分別如圖2、3所示。圖2中，為電流，mA；為參比于參比電極為Ag/AgCl的電極電勢，V。由圖2發(fā)現(xiàn)材料的表觀面積與EASA并不相等，出現(xiàn)該現(xiàn)象是因為GP邊緣以及缺陷的存在對其EASA是有影響的。

邊緣以及缺陷導(dǎo)致的表面積增大，有助于增加材料的吸附效果，這對于材料活化PS降解ATZ具有十分積極的作用。Liu等[17]利用水合肼處理碳?xì)衷黾恿颂細(xì)值谋砻嫒毕荩锰幚砗蟮奶細(xì)痔幚碜笱醴承?，實驗證明處理后的碳?xì)謱ψ笱醴承堑慕到庑蚀蟠筇岣摺?/p>

圖2 不同表觀面積下GP 的EASA

圖3為傅里葉變化紅外光譜測試應(yīng)用于GP的表面官能團(tuán)。如圖，在2 900～3 000 cm-1處的譜帶證明碳材料終端C─H鍵的存在；在1 725 cm-1處的譜帶證明碳材料終端C═O鍵的存在；在1 000、1 390 cm-1處的譜帶證明碳材料終端C─O鍵和C─O─C的存在。眾多研究表明，含氧官能團(tuán)如羥基(C─OH)、羰基(C═O)，會影響碳材料的催化活性[14,18]。

圖3 GP的紅外譜圖

圖4 GP降解ATZ的體系對比

3.2 體系對比

圖4為單獨GP浸入且無電時、GP與PS在無通電時、單獨GP加電時以及GP作為陰極加入PS且通電的ATZ降解圖。圖中，/0為不同時間時的ATZ濃度與初始ATZ濃度的比值。由圖可知當(dāng)GP單獨浸入體系但是無PS及外加電源時，ATZ濃度有一定下降，這是因為GP對ATZ具有一定的吸附作用，60 min可吸附26% 的ATZ。當(dāng)無外加電源時，GP可活化PS降解ATZ，60 min可去除42% 的ATZ，該現(xiàn)象是因為碳材料可以直接活化PS，產(chǎn)生相應(yīng)的活化物質(zhì)如SO4??，繼而降解ATZ[13]。當(dāng)GP作為陰極時(不銹鋼絲網(wǎng)作為陽極)，控制電流為-2 mA，當(dāng)無PS時，60 min ATZ的降解率有36%，結(jié)果說明因GP陰極上的電還原以及不銹鋼絲網(wǎng)表面的電氧化可以降解一定量的ATZ。由圖可知，當(dāng)向體系中添加濃度為1 mmol×L-1的PS，控制電流-2 mA時，ATZ可以在50 min內(nèi)被完全降解，這是因為在GP作為陰極的電化學(xué)體系中，PS得電子后可以被活化為SO4??，一方面生成的SO4??可以直接降解ATZ[19]，另一方面SO4??又可以與水進(jìn)行反應(yīng)生成?OH，?OH也可以與ATZ反應(yīng)實現(xiàn)ATZ的降解[20]。經(jīng)過4個體系的對比，結(jié)果說明用GP作為陰極的電化學(xué)活化PS體系可以有效降解ATZ污染物。

3.3 體系影響條件

圖5分別為電流、GP面積以及初始PS濃度對ATZ在EC/PS體系中降解的濃度變化以及表觀動力學(xué)常數(shù)obs的影響。

圖5 電流、GP 的面積以及初始PS 濃度對ATZ 在EC/PS 體系中降解的濃度變化以及kobs 的影響

圖5(a)和5(b)分別為電流從-10 mA增加至+5 mA的過程中，ATZ在EC/PS體系中降解的速率以及obs隨電流改變而改變的示意圖。當(dāng)電流從-10 mA ～+5 mA時，obs隨著電流的增高逐漸降低，當(dāng)電流低于-2 mA時，GP的obs變化逐漸變得平緩。發(fā)生此現(xiàn)象的原因主要是隨著電流的降低(由+5 mA向-2 mA逐漸降低)，GP作為陰極的電極上富集的電子量也逐漸增多，電子量的增多將有利于PS從陰極得到電子，從而使PS活化產(chǎn)生較多的SO4??[21]。但隨著電流繼續(xù)降低(由-2 mA向-10 mA逐漸降低)，會導(dǎo)致陽極產(chǎn)生大量的O2，并且O2會參與電極副反應(yīng)與污染物競爭自由基，導(dǎo)致ATZ的降解速率增長趨勢幾乎不再變化。另外，當(dāng)電流低于-2 mA時，可能會導(dǎo)致ATZ在陽極的氧化程度增加，生成較多的低聚物，這些多聚物被GP吸附后，將影響ATZ的降解[21]。

圖5(c)和5(d)分別為GP面積對ATZ在EC/PS體系中降解的濃度變化以及obs的影響示意圖，由圖可知obs隨著GP面積的增大逐漸增大，但當(dāng)GP面積大于1 cm× 3 cm時，GP的obs變化逐漸變得平緩。說明此時GP的面積已經(jīng)不是影響ATZ降解的主要因素。推測此時即使作為陰極的GP既能提供較多的活性位點，但由于PS濃度的限制，產(chǎn)生的SO4??活性物質(zhì)的濃度將不再有較大變化，因此導(dǎo)致即使再增加GP的面積，也不會使得ATZ的降解效率有較明顯的提升，接下來的PS濃度對ATZ降解效果的影響的實驗很好地驗證了該猜想。

圖5(e)和5(f)為初始PS濃度對ATZ在EC/PS體系中降解的濃度變化以及obs的影響示意圖，由圖可知obs隨著初始PS濃度的增高逐漸增高，說明當(dāng)電流以及GP面積為最佳值時，初始PS濃度成為影響ATZ降解的主要因素。出現(xiàn)該現(xiàn)象的原因是隨著初始PS的量的增加，作為陰極的GP可以活化更多的PS，產(chǎn)生更多的SO4??，繼而降解更多的ATZ。

3.4 自由基的抑制實驗以及EPR實驗

為了鑒定GP作為陰極的EC / PS體系中的自由基的種類以及各種自由基對ATZ降解的貢獻(xiàn)，本研究采用甲醇以及叔丁醇作為自由基淬滅劑，其中甲醇與?OH以及SO4??的二級反應(yīng)速率常數(shù)分別可以達(dá)到9.7×108以及2.5×107(mol×L-1×s)-1[22]，叔丁醇與?OH和SO4??的二級反應(yīng)速率常數(shù)分別可以達(dá)到(4～9.1)×105和(3.8～7.6)×108(mol×L-1×s)-1[12]。

圖6比較了當(dāng)采取不同的自由基捕獲劑時，ATZ在GP作為陰極的EC/PS體系中的濃度變化以及降解效率obs。由甲醇與?OH以及SO4?-的二級反應(yīng)速率常數(shù)可知，MeOH與?OH和SO4??的反應(yīng)速率都很快，因此向體系中加入甲醇后會抑制這2種自由基。而叔丁醇與?OH的二級反應(yīng)速率常數(shù)遠(yuǎn)大于叔丁醇與SO4?-的二級反應(yīng)速率常數(shù)，因此TBA與?OH反應(yīng)速度遠(yuǎn)大于與SO4??的反應(yīng)速度，當(dāng)向體系中加入TBA時會抑制大部分的?OH自由基，少量的SO4?-。N2Purge表示向反應(yīng)溶液中持續(xù)通入氮氣，表示反應(yīng)體系中無溶解氧。由圖6可知，對于GP作為陰極的EC/PS體系，加入自由基抑制劑，可以明顯抑制ATZ的降解，但不同的自由基抑制劑以及不同濃度的自由基抑制劑對ATZ降解的抑制效果不同。通過對比不難看出，對于GP作為陰極的EC/PS體系，?OH以及SO4?-對ATZ的降解均有貢獻(xiàn)，但是起主要作用的是?OH自由基，存在一部分SO4?-和O2?-，并且O2會參與電極副反應(yīng)與污染物競爭自由基。

圖6 在不同自由基捕獲劑存在情況下，ATZ在EC/PS中的濃度變化以及kobs

為了進(jìn)一步鑒定體系中的自由基種類，分別以DMPO與TEMP為自由基捕獲劑，其中DMPO與?OH自由基結(jié)合后經(jīng)EPR測試，會出現(xiàn)一個1:2:2:1的四重峰信號，TEMP與1O2結(jié)合后，在EPR檢測中表現(xiàn)出特征三重峰[23]。圖7為EPR檢測GP作為陰極的EC/PS體系中的自由基。由圖7(a)可知，在GP作為陰極的EC/PS體系中，反應(yīng)前可以看到有較不明顯的羥基自由基的特征峰，這是因為在無加電時PS發(fā)生了輕微的水解[24]，而與反應(yīng)前相比反應(yīng)中羥基自由基與1O2的特征峰強度均明顯增加，結(jié)果證明GP作為陰極的EC/PS體系中存在羥基自由基與1O2。另外當(dāng)以DMPO為自由基捕獲劑時，圖7(a)中可以看到反應(yīng)前與反應(yīng)中出現(xiàn)6個強度相同的峰，這是由DMPO和碳中心自由基的加合物所顯示的特征峰，該現(xiàn)象在其他研究中也有相同的現(xiàn)象[23,25]。其中以碳為中心的自由基加合物可能源于高反應(yīng)性自由基(如?OH)對含碳化合物的攻擊[26]。另外，SO4??也可以氧化含碳化合物生成碳中心自由基[23]。

圖7 用DMPO 和TEMP 檢測GP 作為陰極的EC/PS 體系中的自由基

3.5 電催化PS降解ATZ的降解產(chǎn)物

表1為以GP作為陰極的EC/PS體系中ATZ的降解產(chǎn)物(transformation products，TPs)。由實驗結(jié)果發(fā)現(xiàn)，由于在不同的停留時間(residence time，RT)均檢測到了質(zhì)荷比=214.085 4的質(zhì)子化分子離子[M+H]+，因此分別標(biāo)記為TP214a和TP214b。結(jié)合文獻(xiàn)，推測ATZ的降解途徑如圖8所示，包括側(cè)鏈(乙基)上的氧化過程(a)，側(cè)鏈(異丙基)上的氧化過程(b)，脫氯-羥基化過程(c)。有些產(chǎn)物是由這3種降解途徑共同作用形成的，例如TP174(DIA)和TP172以及TP146和TP128。

表1 ATZ在以GP作為陰極的EC/PS體系中的降解產(chǎn)物

圖8 ATZ的降解途徑

對于側(cè)鏈(乙基)上的氧化過程(a)，首先ATZ經(jīng)過側(cè)鏈乙基上的羥基化過程以及烯烴化過程分別生成TP232和TP214a，側(cè)鏈乙基上的羥基化過程是由于?OH的攻擊生成了C中心的自由基，并且可以被進(jìn)一步氧化成醌類產(chǎn)物TP230。而ATZ烯烴化過程生成的TP214a則經(jīng)脫烷基化過程分別生成TP172和TP188，TP172進(jìn)一步脫烷基化生成TP146。對于脫氯-羥基化過程(c)，脫氯-羥基化途徑通過3步生成了產(chǎn)物TP198和TP128。第1步，ATZ和?OH/SO4??通過電子轉(zhuǎn)移生成了一個自由基正離子[[C8H14ClN5]?+]。第2步，C5原子與H2O通過親核反應(yīng)形成了一個─OH加成物。第3步，這個─OH加成物的C─Cl鍵異裂，形成脫氯-羥基化產(chǎn)物。其中TP198迅速經(jīng)過脫烷基化過程分別生成TP170-2和TP212。然后繼續(xù)經(jīng)過脫烷基化過程分別生成TP170-1和TP128。

4 結(jié) 論

本研究利用析氫電勢較高的GP作為陰極，可以有效活化PS產(chǎn)生自由基?OH、SO4??、O2??和1O2。GP作為EC/PS體系的工作電極時，一定范圍內(nèi)電流的降低(+5 ～-2 mA)、電極面積的增加(1.0 ～3.0 cm2)以及初始PS濃度的提升(0 ～ 1.5 mmol×L-1)有利于PS的活化，產(chǎn)生更多的活性物質(zhì)，利于ATZ降解。

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Efficient degradation of atrazine by electrochemical activation of persulfate based on graphite paper cathode

HUANG Yu-meng1, HUANG Ying1, LI Zhong-jian1,2, LEI Le-cheng1,2

(1. College of Chemical and Biological Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310027, China;2. Institute of Zhejiang University – Quzhou, Quzhou 324000, China)

Most cathode materials have lower hydrogen evolution potentials compared with the potential of electrochemical activation of persulfate (PS) reaction, which inhibits the electrochemical activation of PS. In this study,graphite paper (GP) with high hydrogen evolution potential was used as cathode to activate PS for the degradation of persistent organic pollutants in wastewater, and it provided a theoretical basis for graphite material as cathode to activate PS. GP was adopted as the cathode and atrazine (ATZ) as the model pollutant. The feasibility of GP as cathode to generate free radicals by electrochemical activation of PS and the degradation mechanism of ATZ were studied. The results showed that GP as the cathode could effectively activate PS to generate radicals ?OH, SO4??, O2??and1O2to completely degrade ATZ after 50 min when=-2 mA, PS concentration was 1 mmol×L-1and ATZ concentration was 2.3 μmol×L-1. Meanwhile the experiment proves that GP as cathode could activate PS efficiently, which could effectively degrade ATZ and provide a new idea for using graphite material as cathode to electrochemical activate PS.

graphite paper; persulfate; electrochemical activation; atrazine

X703.1

A

10.3969/j.issn.1003-9015.2022.01.015

1003-9015(2022)01-0118-09

2021-03-05；

2021-05-15。

國家自然科學(xué)基金(21961160742)。

黃雨蒙(1996-)，男，河南鶴壁人，浙江大學(xué)碩士生。

李中堅，E-mail：zdlizj@zju.edu.cn

黃雨蒙, 黃穎, 李中堅, 雷樂成. 基于石墨紙陰極的電活化過硫酸鹽高效降解阿特拉津 [J]. 高?；瘜W(xué)工程學(xué)報, 2022, 36(1): 118-126.

：HUANG Yu-meng, HUANG Ying, LI Zhong-jian, LEI Le-cheng.Efficient degradation of Atrazine by electrochemical activation of persulfate based on graphite paper cathode [J]. Journal of Chemical Engineering of Chinese Universities, 2022, 36(1): 118-126.