劉 震，蘇瑞典，李 倩

（1.山東大學(xué)深圳研究院，廣東 深圳 518057；2.山東大學(xué)（青島）環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山東 青島 266200）

雙酚類污染物作為內(nèi)分泌干擾物（EDCs）的代表物質(zhì)之一，其在微量水平即可對(duì)人類或動(dòng)物的內(nèi)分泌系統(tǒng)造成持久性危害〔1〕。目前去除水體環(huán)境中雙酚類污染物的方法包括吸附法、生物降解法和化學(xué)處理法等。化學(xué)法中高級(jí)氧化工藝因其效率高、適應(yīng)環(huán)境能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)而被關(guān)注。過(guò)硫酸鹽高級(jí)氧化工藝（SR-AOPs）可通過(guò)不同方式活化過(guò)二硫酸鹽（PS）或過(guò)一硫酸鹽（PMS）產(chǎn)生等活性自由基降解污染物〔2-3〕。在眾多活化方法中，鐵基催化劑因其低毒性且其主要原料Fe 的儲(chǔ)量豐富而成為常用的PS/PMS 活化劑之一〔4-5〕。其中，非均相鐵-氮基碳材料不僅具有豐富的鐵活性位點(diǎn)，其多孔有序的碳結(jié)構(gòu)更是為吸附過(guò)硫酸根離子（）和污染物分子提供了場(chǎng)所，而豐富的氮物種顯著提高了材料的催化性能和電子傳導(dǎo)能力，這都有利于活化PS 或PMS 產(chǎn)生更多的活性自由基。劉璐等〔6〕采用一步碳化法制備了具有“核-殼”結(jié)構(gòu)的Fe@CNs 催化劑，其獨(dú)特的“核-殼”結(jié)構(gòu)不僅防止了鐵離子的析出，更進(jìn)一步促進(jìn)更多的吸附于材料表面，縮短了催化劑與PS 之間的傳質(zhì)路徑，將其用于活化PS 降解雙酚A（BPA），BPA 在30 min 的降解率可達(dá)96%。

金屬有機(jī)框架化合物（MOFs）是一類以金屬離子或金屬簇為中心，通過(guò)配體有機(jī)物與中心金屬的配位作用形成的周期性多孔晶體材料，具有比表面積大、金屬活性位點(diǎn)豐富等優(yōu)點(diǎn)，在催化領(lǐng)域具有廣闊的應(yīng)用前景〔7-8〕。以鐵基MOFs（Fe-MOFs）為模板熱解生成的鐵基-碳材料，具有多維立體碳網(wǎng)絡(luò)包裹鐵活性位點(diǎn)的結(jié)構(gòu)，在PS/PMS 活化中具有很大的優(yōu)勢(shì)〔9〕。如將Fe-MOFs 氨基化后進(jìn)一步碳化，形成的材料可保留大量豐富的鐵活性位點(diǎn)和氮物種〔10〕。

本研究以NH2-MIL-101（Fe）為模板，采用一步碳化法實(shí)現(xiàn)了鐵、氮共摻雜的碳納米復(fù)合材料（Fe-CNs）的制備，并通過(guò)XRD、XPS、SEM 和TEM 等表征手段分析了所合成材料的化學(xué)組成和形貌結(jié)構(gòu)。之后以雙酚S（BPS）為目標(biāo)污染物，研究了催化劑投加量、PS 濃度、反應(yīng)溫度和pH 等反應(yīng)體系基本條件對(duì)BPS 降解的影響，通過(guò)共存陰離子影響和共存有機(jī)物影響實(shí)驗(yàn)考察了Fe-CNs/PS 體系抵抗外界影響的能力，通過(guò)猝滅實(shí)驗(yàn)和EPR 分析研究了Fe-CNs/PS體系降解BPS 的機(jī)理，以期為雙酚類污染物的高級(jí)氧化降解提供參考。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)試劑

過(guò)硫酸鉀（PS）、雙酚S（BPS）、2 氨基-對(duì)苯二甲酸、腐殖酸（HA），購(gòu)自上海麥克林生化科技有限公司；N，N-二甲基甲酰胺（DMF）、氫氧化鈉、氯化鈉、碳酸氫鈉、甲醇（MeOH）、叔丁醇（TBA）、對(duì)苯醌（p-BQ）、L-組氨酸，購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。除甲醇為色譜純以外，其余試劑均為分析純，使用時(shí)未做任何處理。所有溶液均用去離子水配制。

1.2 材料制備

（1）NH2-MIL-101（Fe）的制備。向7.5 mL DMF中加入0.675 g FeCl3·6H2O 和0.225 g 的2-氨基對(duì)苯二甲酸，待溶質(zhì)充分溶解后，將混合溶液轉(zhuǎn)入高壓釜中于110 ℃下反應(yīng)24 h，冷卻至室溫后，采用DMF 和甲醇分別洗滌所得固體3 次，過(guò)濾后于60 ℃下干燥過(guò)夜，得到的紅棕色固體即為NH2-MIL-101（Fe）。

（2）Fe-CNs 的制備。在Ar 氣氛保護(hù)下，將得到的NH2-MIL-101（Fe）于管式爐內(nèi)進(jìn)行煅燒，煅燒溫度（記作x℃）分別為500、700、900 ℃，升溫速率為5 ℃/min，保溫2 h。反應(yīng)完畢待爐內(nèi)材料溫度降至室溫后取出，得到的黑色材料即為Fe-CNs-x（x=500、700、900）。

1.3 降解實(shí)驗(yàn)

所有的降解實(shí)驗(yàn)均在250 mL 錐形瓶中進(jìn)行。向250 mL 錐形瓶中加入質(zhì)量濃度為10 mg/L 的BPS溶液100 mL，之后再投加一定量Fe-CNs-x和PS，一定pH 條件下攪拌，避光反應(yīng)70 min。反應(yīng)過(guò)程中，在特定的反應(yīng)時(shí)間間隔取出1 mL 反應(yīng)溶液，與1 mL甲醇溶液混合后用0.22 μm 濾膜過(guò)濾，通過(guò)高效液相色譜測(cè)定所取樣品中BPS 的濃度。BPS 的液相色譜分析條件：波長(zhǎng)258 nm，柱溫35 ℃，流動(dòng)相為甲醇與0.1%乙酸溶液的混合液（體積比3∶2）。在降解實(shí)驗(yàn)中評(píng)估了催化劑碳化溫度（500、700、900 ℃）、催化劑投加質(zhì)量濃度（0.1～0.3 g/L）、PS濃度（1～3 mmol/L）、反應(yīng)溫度（25～50 ℃）和pH（5～9）對(duì)BPS 降解效果的影響，從而確定了基本的降解反應(yīng)體系。并且通過(guò)研究共存陰離子（Cl-、、、）和有機(jī)物（腐殖酸，HA）對(duì)Fe-CNs-900/PS 反應(yīng)體系的影響，評(píng)價(jià)了Fe-CNs-900/PS 體系對(duì)復(fù)雜水質(zhì)的適應(yīng)性。

1.4 表征手段

采用X 射線衍射儀（XRD，Ultima Ⅳ）在2θ為10°～90°范圍內(nèi)掃描圖像，分析了樣品的晶體結(jié)構(gòu)和物相組成；采用掃描電子顯微鏡-能譜儀（SEM，Hitachi S4800；EDS，HORIBA 7593-H）觀察了樣品的形貌、元素組成和分布；采用X 射線衍射儀（XPS，THERMO ESCALAB XI+）分析了樣品中元素的組成形態(tài)；采用電子順磁共振（EPR）譜儀（EPR，EMXmicro-6/1/P/L，Karlsruhe，Germany）檢測(cè)了反應(yīng)體系中產(chǎn)生的活性自由基種類。

2 結(jié)果與討論

2.1 Fe-CNs-x 的表征

2.1.1 XRD 分析

實(shí)驗(yàn)測(cè)試了碳化溫度分別為500、700、900 ℃時(shí)所制備的Fe-CNs-x的XRD，其圖譜見(jiàn)圖1。

圖1 Fe-CNs-x 的XRDFig.1 XRD patterns of Fe-CNs-x

由圖1 可以看出，F(xiàn)e-CNs-900 和Fe-CNs-700在2θ=26.5°處存在明顯衍射峰，其對(duì)應(yīng)于石墨碳的峰，這說(shuō)明較高的碳化溫度促進(jìn)了Fe-CNs 催化劑中石墨碳的產(chǎn)生。另2θ為37.8°、45.1°、48.6°處的衍射峰分別對(duì)應(yīng)于Fe3C JCPDS 85-0871 標(biāo)準(zhǔn)卡片的（112）、（103）、（202）晶面，隨著碳化溫度的升高，位于48.6°處的衍射峰強(qiáng)度增加，表明在900 ℃的碳化溫度下制備得到的Fe-CNs 催化劑中存在著更多的Fe3C 結(jié)構(gòu)。

2.1.2 SEM 和TEM 分 析

以Fe-CNs-900 為 代 表，對(duì)Fe-CNs-x材 料 的SEM 和TEM 進(jìn)行檢測(cè)，結(jié)果見(jiàn)圖2。

圖2（a）、2（b）的SEM 圖表明，F(xiàn)e-CNs-900 呈現(xiàn)三維立體網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，其內(nèi)部的孔隙結(jié)構(gòu)有助于對(duì)污染物的吸附；圖2（c）的TEM 圖像顯示，F(xiàn)e 納米顆粒被多層納米片組成的碳網(wǎng)絡(luò)所包裹；圖2（d）的TEM mapping 圖像進(jìn)一步證明了Fe、N、C、O 元素在材料中分布較為均勻。

圖2 Fe-CNs-900 的SEM 和TEMFig.2 SEM and TEM images of Fe-CNs-900

2.1.3 XPS 分析

為了進(jìn)一步了解所合成催化劑的表面化學(xué)組成和狀態(tài)，對(duì)Fe-CNs-x進(jìn)行了XPS 分析，結(jié)果見(jiàn)圖3。

圖3 Fe-CNs-x 的XPS 圖 譜Fig.3 XPS spectrum of Fe-CNs-x

圖3（a）為3 種碳化溫度下合成的Fe-CNs-x的Fe 2p 圖 譜，圖 中709.9 eV 和723.8 eV 處 的 峰 對(duì) 應(yīng) 于Fe2+特征峰，712.8 eV 和731.7 eV 處的峰對(duì)應(yīng)于Fe3+特征峰，位于711.1 eV 和726.3 eV 處的特征峰歸因于Fe—N，而717.4 eV 處 的 峰 與Fe2O3特 征 峰 相擬合〔11〕。

由圖3（b）所示的N 1s圖譜可知，隨著碳化溫度的升高，F(xiàn)e-CNs-x的N 1s 圖譜發(fā)生了輕微偏移，但是各圖譜均存在石墨N、吡咯N 和吡啶N 的特征峰，其中402.6 eV 處的特征峰歸屬于Fe-CNs-900 的石墨N，400.3 eV 處的特征峰歸屬于吡咯N，399.1 eV 處的特征峰歸屬于吡啶N〔12-13〕。

圖3（c）中，O 1s 在529.8、530.7、531.8 eV 處的特征峰分別為C—O—H、C—O—Fe 和C==O 的結(jié)合能峰。

圖3（d）中，C 1s 在283.6、284.2、284.9、287.4 eV處存在特征峰，分別歸因于C—C、C—O、C—N 和C==N/C==O 鍵，并且隨著碳化溫度的升高，C==N/C==O 對(duì)應(yīng)的峰出現(xiàn)了偏移，此外在Fe-CNs-900 圖譜中出現(xiàn)了C—O 峰消失的現(xiàn)象。

2.2 Fe-CNs-x 活化PS 降解BPS 的效果分析

實(shí)驗(yàn)對(duì)在不同碳化溫度下制備的Fe-CNs-x活化PS 降解BPS 的效果進(jìn)行了研究，并采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)反應(yīng)進(jìn)行了擬合，擬合度R2均達(dá)到0.9 以上，由此得到反應(yīng)速率常數(shù)，結(jié)果見(jiàn)圖4。

由圖4 可知，隨著碳化溫度的升高，F(xiàn)e-CNs 的催化性能逐漸升高，反應(yīng)70 min 時(shí)，F(xiàn)e-CNs-900/PS體系對(duì)BPS 的降解率可以達(dá)到90%，降解反應(yīng)速率常數(shù)達(dá)到0.033 min-1。因此，在后續(xù)研究中選用900 ℃碳化所得到的催化劑進(jìn)行催化降解實(shí)驗(yàn)。

圖4 不同碳化溫度下制備的Fe-CNs 的催化性能Fig.4 Catalytic performance of Fe-CNs prepared at different carbonization temperatures

2.3 Fe-CNs-900 活化PS 降解BPS 的影響因素

不同的實(shí)驗(yàn)條件和外界因素均會(huì)對(duì)催化劑活化PS 的性能造成影響，因此實(shí)驗(yàn)探索了不同催化劑投加量、PS 濃度、反應(yīng)溫度、初始pH、共存陰離子和天然有機(jī)物（HA）對(duì)Fe-CNs-900/PS 體系中BPS 降解的影響。

2.3.1 催化劑投加量

控制PS 投加濃度為2 mmol/L，反應(yīng)溫度為25 ℃，在不調(diào)節(jié)體系初始pH 的條件下，考察了催化劑Fe-CNs-900 投加量對(duì)Fe-CNs-900 活化PS 降解BPS 性能的影響，結(jié)果見(jiàn)圖5。

圖5 Fe-CNs-900 投加量對(duì)BPS 降解的影響Fig.5 Effects of Fe-CNs-900 dosage on the degradation of BPS

由圖5 可知，BPS 的降解率隨著催化劑投加量的增加先升高再有所下降，這可能是由于催化劑的增多可以促進(jìn)反應(yīng)體系中更多活性氧物質(zhì)的產(chǎn)生，并且可以為PS 的活化提供更多的活性位點(diǎn)，但是當(dāng)催化劑過(guò)多時(shí)，多余的催化劑會(huì)猝滅體系中產(chǎn)生的活性物種，從而降低污染物的降解速率。當(dāng)Fe-CNs-900 投 加 質(zhì) 量 濃 度 分 別 為0.1、0.2、0.3 g/L 時(shí)，BPS 在70 min 內(nèi)的降解率分別為86.6%、96.9%、94.5%，相應(yīng)的降解速率常數(shù)分別為0.029、0.046、0.040 min-1。因此，實(shí)驗(yàn)中Fe-CNs-900 的最佳投加質(zhì)量濃度為0.2 g/L。

2.3.2 PS 投加濃度

控制催化劑投加質(zhì)量濃度為0.2 g/L，反應(yīng)溫度為25℃，在不調(diào)節(jié)體系初始pH 的條件下，考察了PS投加濃度對(duì)Fe-CNs-900 活化PS 降解BPS 的影響，結(jié)果見(jiàn)圖6。

圖6 PS 投加濃度對(duì)BPS 降解的影響Fig.6 Effects of PS concentration on the degradation of BPS

由圖6 可知，當(dāng)PS 濃度從1 mmol/L 增加到3 mmol/L 時(shí)，在70 min 內(nèi)BPS 的降解率從90.8%增加到了99.3%，降解率得到了明顯的增高，并且BPS 的降解速率常數(shù)也從0.033 min-1增加到了0.067 min-1。這說(shuō)明PS 濃度的升高增加了降解體系中活性氧物質(zhì)的濃度，提高了催化劑的利用率，增加了BPS 的降解效率。因此，實(shí)驗(yàn)條件下，PS 的最佳投加濃度為3 mmol/L。

2.3.3 反應(yīng)溫度

反應(yīng)溫度是影響PS 活化過(guò)程的重要因素〔14〕，控制催化劑投加質(zhì)量濃度為0.2 g/L，PS 投加濃度為3 mmol/L，在不調(diào)節(jié)體系初始pH 的條件下，考察了反應(yīng)溫度對(duì)Fe-CNs-900/PS 體系降解BPS 的影響，結(jié)果見(jiàn)圖7。

圖7 反應(yīng)溫度對(duì)BPS 降解的影響Fig.7 Effects of reaction temperature on the degradation of BPS

由圖7可知，隨著反應(yīng)溫度的升高，BPS的降解速率呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，當(dāng)反應(yīng)溫度由25 ℃提高到50 ℃時(shí)，降解速率常數(shù)從0.067 min-1升高到了0.115 min-1，BPS 的降解率在30 min 內(nèi)達(dá)到了100%，而其他溫度條件下，BPS 也在稍后的10 min 左右可被降解完全。反應(yīng)溫度的提高增強(qiáng)了過(guò)硫酸鹽高級(jí)氧化體系中PS 的活化，促進(jìn)了更多活性氧物質(zhì)的產(chǎn)生，有利于BPS 的降解。但綜合考慮反應(yīng)的降解效率及經(jīng)濟(jì)性，后續(xù)選擇反應(yīng)溫度25 ℃為實(shí)驗(yàn)溫度。

2.3.4 初始pH

在對(duì)溶液初始pH 不加調(diào)節(jié)時(shí)，測(cè)定其值為7.6。采用0.1 mol/L 的H2SO4和NaOH 溶液調(diào)節(jié)溶液pH，在催化劑投加質(zhì)量濃度0.2 g/L、PS 投加濃度2 mmol/L、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下，考察反應(yīng)體系初始pH對(duì)BPS 降解的影響，結(jié)果見(jiàn)圖8。

圖8 初始pH 對(duì)BPS 降解的影響Fig.8 Effects of initial pH on the degradation of BPS

由圖8可知，當(dāng)pH 從3增加到11時(shí)，反應(yīng)70 min，BPS 的降解率均保持在98%以上，特別是當(dāng)不調(diào)節(jié)pH 時(shí)，BPS 的降解速率常數(shù)高達(dá)0.067 min-1。在pH=3 時(shí)，BPS 的降解速率最低，降解速率常數(shù)為0.046 min-1，這可能是由于在強(qiáng)酸性條件下，催化劑表面與BPS 之間的靜電排斥作用加強(qiáng)，抑制了Fe-CNs-900 對(duì)BPS 的吸附作用，減弱了體系對(duì)BPS 的降解?？傮w來(lái)說(shuō)，F(xiàn)e-CNs-900/PS 體系具有較強(qiáng)的pH 適應(yīng)能力，在pH 處于5～11 范圍內(nèi)時(shí)都具有較好的BPS 降解效果。

2.4 共存陰離子和腐殖酸的影響

2.4.1 共存陰離子的影響

在實(shí)際水體環(huán)境中存在著各種無(wú)機(jī)陰離子和天然有機(jī)物，它們會(huì)猝滅PS 活化產(chǎn)生的活性氧物質(zhì)，抑制污染物的降解〔15-16〕。在催化劑投加質(zhì)量濃度0.2 g/L、PS 投加濃度2 mmol/L、反應(yīng)溫度25 ℃的條件下，通過(guò)向水體分別添加5 mmol/L 的Cl-、、、，考察了共存陰離子對(duì)Fe-CNs-900/PS 體系降解BPS 性能的影響，結(jié)果見(jiàn)圖9。

圖9 不同共存陰離子對(duì)BPS 降解的影響Fig.9 Effects of various coexisting anions on the degradation of BPS

由圖9 可知，當(dāng)向Fe-CNs-900/PS 體系中加入Cl-時(shí)，體系對(duì)BPS 的降解被輕微抑制，降解速率常數(shù)下降到了0.057 min-1，但BPS 的降解率仍保持在98%以上，這是因?yàn)镃l-可以猝滅反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的和·OH 等活性氧物質(zhì)，進(jìn)而抑制BPS 的降解，但同時(shí)Cl-的引入又會(huì)促進(jìn)富電子有機(jī)物（如BPS）的降解〔17〕，因此Cl-對(duì)BPS 的降解抑制作用微弱和等陰離子能夠猝滅反應(yīng)中產(chǎn)生的活性自由基，使得BPS 的降解率分別下降到91.3%和93.4%；而對(duì)來(lái)講，其不僅能夠猝滅體系中的自由基，還因其與催化劑中鐵位點(diǎn)之間具有強(qiáng)絡(luò)合作用，阻礙了PS 的活化，導(dǎo)致Fe-CNs-900/PS/體系中BPS 的降解率下降到64.6%〔18-19〕?？傮w來(lái)說(shuō)，陰離子的存在會(huì)影響Fe-CNs-900/PS 體系對(duì)BPS 的降解，但其影響有限，體系具有較強(qiáng)的陰離子適應(yīng)能力。

2.4.2 腐殖酸的影響

腐殖酸不僅可以與PS 活化產(chǎn)生的自由基反應(yīng)，而且能夠阻礙催化劑表面活性位點(diǎn)與污染物的接觸，從而影響污染物的降解。在催化劑投加質(zhì)量濃度0.2 g/L、PS 投加濃度2 mmol/L、反應(yīng)溫度25 ℃的條件下，腐殖酸對(duì)Fe-CNs-900/PS 體系降解BPS 性能的影響見(jiàn)圖10。

圖10 腐殖酸對(duì)BPS 降解的影響Fig.10 Effects of HA on the degradation of BPS

由圖10 可知，當(dāng)HA 質(zhì)量濃度分別為2、5、10 mg/L 時(shí)，反應(yīng)70 min 后BPS 的降解率分別為99.1%、98.3%、95.1%，降解速率常數(shù)分別為0.066、0.060、0.048 min-1。這說(shuō)明雖然HA 可以與活性氧物質(zhì)反應(yīng)，但是Fe-CNs-900/PS 體系中剩余的活性氧物質(zhì)足以繼續(xù)降解BPS，因此，F(xiàn)e-CNs-900/PS 體系具有較強(qiáng)的HA 適應(yīng)能力。

3 反應(yīng)機(jī)理分析

為了進(jìn)一步分析Fe-CNs-900 活化PS 的機(jī)理，采用活性氧物質(zhì)猝滅實(shí)驗(yàn)對(duì)反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的自由基和非自由基活性物質(zhì)進(jìn)行研究。實(shí)驗(yàn)采用甲醇（MeOH）、叔丁醇（TBA）、L-組氨酸（L-histine）和對(duì)苯醌（p-BQ）分別作為硫酸根自由基（）、羥基自由基（·OH）、單線態(tài)氧（1O2）和超氧自由基（的猝滅劑〔20-21〕，猝滅實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)圖11。

圖11 猝滅劑對(duì)BPS 降解的影響Fig.11 Effects of quencher on the degradation of BPS

如圖11 所示，當(dāng)向Fe-CNs-900/PS 體系中加入微量的L-組氨酸時(shí)，BPS 的降解率下降到了29.3%，降解速率常數(shù)下降到了0.004 min-1，這表明Fe-CNs-900 活 化PS 產(chǎn) 生 了1O2，并 且1O2在BPS 降 解 過(guò)程中起主導(dǎo)作用。當(dāng)加入過(guò)量的MeOH 和TBA 時(shí)，BPS 的降解率分別下降到了33.8%和76.3%，降解速率常數(shù)分別為0.005、0.018 min-1，這說(shuō)明相對(duì)于·OH，在降解BPS 時(shí)起到了主要作用。此外，微量p-BQ 的投加使得BPS 的降解率下降到了47.6%，降解速率常數(shù)為0.008 min-1。因此，F(xiàn)e-CNs-900/PS體系中BPS 的降解過(guò)程是由自由基（、·OH 和）和非自由基（1O2）共同作用完成的，其中1O2和起主要作用，·OH 和起協(xié)同作用。

為了進(jìn)一步驗(yàn)證Fe-CNs-900/PS 體系中的活性氧物質(zhì)，采用EPR 光譜對(duì)反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的自由基進(jìn)行了分析，結(jié)果見(jiàn)圖12。

圖12 Fe-CNs-900/PS 體系中自由基的EPRFig.12 EPR spectra of free radical in the Fe-CNs-900/PS system

根據(jù)以上分析可知，PS 活化伴隨著金屬氧化還原和活性自由基的產(chǎn)生過(guò)程。Fe-CNs-900 中的Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）通過(guò)電子傳遞過(guò)程活化PS 產(chǎn)生〔式（1）、式（2）〕。產(chǎn)生的可以與H2O 反應(yīng)生成·OH，并且也可與H2O 反應(yīng)產(chǎn)生〔式（3）～式（5）〕。通過(guò)與·OH、H2O 等物質(zhì)進(jìn)行多種反應(yīng)產(chǎn)生1O2〔式（6）～式（11）〕。

4 結(jié)論

采用一步碳化法成功地制備了鐵-氮摻雜碳復(fù)合催化劑（Fe-CNs），將其用于高效活化PS 降解BPS，并以10 mg/L 的BPS 溶液為處理對(duì)象，考察了各實(shí)驗(yàn)因素對(duì)Fe-CNs/PS 體系降解BPS 的影響。綜合考慮反應(yīng)效率及經(jīng)濟(jì)性，得到反應(yīng)最佳條件為：PS 投 加 濃 度3 mmol/L、Fe-CNs-900 投 加 質(zhì) 量 濃 度0.2 g/L、反應(yīng)溫度25 ℃、不調(diào)節(jié)體系初始pH。在此最佳條件下，F(xiàn)e-CNs-900/PS 體系在70 min 內(nèi)可降解99.3%的BPS。Fe-CNs/PS 反應(yīng)體系具有較大的pH 適應(yīng)范圍，而且能夠克服外界共存陰離子和天然有機(jī)物的影響。反應(yīng)機(jī)理分析表明，BPS 在Fe-CNs/PS 體系中的降解是通過(guò)自由基（、·OH 和）和非自由基（1O2）的協(xié)同氧化作用完成的。