活性碳纤维-聚合铁酞菁/过氧化氢催化体系对高氯盐废水中磺胺氯哒嗪的降解

宋磊　李楠　竺哲欣　吕汪洋

摘 要： 为降解高氯盐废水中抗生素类有机污染物，以活性碳纤维（ACF）为载体，经一步煅烧法将聚合铁酞菁（FePPc）负载到ACF上制备催化剂（记作ACF-FePPc），并通过ACF-FePPc活化H2O2，构建ACF-FePPc/H2O2催化体系。利用扫描电子显微镜、X射线衍射和X射线光电子能谱等分析ACF-FePPc的微观形貌、晶体结构和表面元素分布。模拟高氯盐下ACF-FePPc活化H2O2降解磺胺氯哒嗪（SCP）的实验，并通过电子顺磁共振技术及自由基捕获实验分析ACF-FePPc催化机理。结果表明：FePPc均匀分散到ACF表面，避免了FePPc在催化过程中的团聚现象；相比于FePPc，ACF-FePPc催化剂可获得更好的热稳定性以及更大的比表面积；ACF-FePPc可在180 min内对高氯盐下SCP的降解率达到98%以上，且pH适用范围较宽、循环利用性好；ACF-FePPc活化H2O2生成的·OH是降解SCP的主要活性种，同时·OH和Cl-互相作用产生的HOCl·-和Cl·对SCP也具有破坏作用。该催化剂制备工艺简单且具备高效催化性能，为后续处理高氯盐废水中抗生素類有机污染物提供了一种新思路。

关键词： 聚合铁酞菁；活性碳纤维；催化机理；自由基；高氯盐废水；磺胺氯哒嗪

中图分类号： X703.1

文献标志码： A

文章编号： 1673-3851 （2023） 09-0595-09

引文格式：宋磊，李楠，竺哲欣，等. 活性碳纤维-聚合铁酞菁/过氧化氢催化体系对高氯盐废水中磺胺氯哒嗪的降解［J］. 浙江理工大学学报（自然科学），2023，49（5）：595-603.

Reference Format： SONG Lei， LI Nan， ZHU Zhexin， et al. Degradation of sulfachloropyridazine in high chloride wastewater by activated carbon fiber-polymeric iron phthalocyanine/hydrogen peroxide［J］. Journal of Zhejiang Sci-Tech University，2023，49（5）：595-603.

Degradation of sulfachloropyridazine in high chloride wastewater by activated carbon fiber-polymeric iron phthalocyanine/hydrogen peroxide

SONG Lei， LI Nan， ZHU Zhexin， L Wangyang

（National Engineering Laboratory for Textile Fiber Materials and Processing Technology， Zhejiang Sci-Tech University， Hangzhou 310018， China）

Abstract：  To degrade antibiotic organic pollutants in high chloride salt wastewater， a catalyst （denoted as ACF-FePPc） was prepared by loading polymerized iron phthalocyanine （FePPc） onto ACF taking activated carbon fiber （ACF） as carrier by one-step calcination， and the ACF-FePPc/H2O2 catalytic system was constructed by activating H2O2 with ACF-FePPc. The morphology， crystal structure and surface elements of ACF-FePPc were characterized by scanning electron microscopy， X-ray diffraction and X-ray photoelectron spectroscopy， etc. The degradation of sulfachloropyridazine （SCP） by ACF-FePPc activating H2O2 under high chloride salt was simulated， and the catalytic mechanism of ACF-FePPc was analyzed by electron paramagnetic resonance and free radical capture experiment. Results show that FePPc is uniformly dispersed on the surface of ACF， avoiding agglomeration of FePPc in the catalytic process. Compared to FePPc， ACF-FePPc catalyst exhibits better thermal stability and larger specific surface area. The degradation rate of SCP under high chlorine salts by ACF-FePPc reaches more than 98% within 180 min with a wide pH range and good recyclability. The ·OH generated by ACF-FePP activating H2O2 is the leading active species for SCP degradation， while the HOCl·- and Cl· generated by the interaction of ·OH and Cl- also have destructive effects on SCP. The simple preparation process and high catalytic performance of the catalyst provide a new idea for the subsequent treatment of antibiotic organic pollutants in high chloride salt wastewater.

Key words： polymeric iron phthalocyanine; activated carbon fiber; catalytic mechanism; free radicals; high chlorine salt wastewater; sulfachloropyridazine

0 引 言

高鹽有机废水是指混合液中含盐质量分数至少为1%（以NaCl含量计）的废水，通常因含盐量高、成分复杂等因素，会对水体环境造成极大危害［1-2］。生物法是常用的有机废水处理工艺，然而抗生素的抗菌特性以及高含盐量不利于微生物的生长，限制了生物法在抗生素类高盐有机废水中的应用［3-6］。为了克服生物法在处理抗生素类高盐有机废水中的局限性，通过对高盐有机废水中的抗生素进行预处理，降低生物毒性，以便后续生物降解成为国内外学者研究热点。

高级氧化工艺（Advanced oxidation processes，AOPs）具有反应速度快、适用范围广、无二次污染等特征，被广泛用于处理有机废水。AOPs通过在光、声、电、催化剂等反应条件下产生大量具有强氧化性的活性种，可以快速破坏有机污染物的结构，以达到降解有机污染物的目的［7-9］。然而，该工艺在处理高盐废水时存在一定弊端。Yuan等［10］在对偶氮染料进行脱色实验时发现，高浓度氯离子对染料的降解存在抑制效果，无机盐会捕获催化体系中产生的自由基，导致AOPs的效率大幅度降低。王露等［11］通过聚合物粘结、相转化和焙烧制备催化剂，在高浓度NaCl、Na2SO4及其混合液下可以有效降解苯酚，催化剂的催化性能不受无机盐的抑制。由此可见，AOPs处理高盐有机废水的关键在于建立适用于高盐环境下的催化体系。

金属酞菁（MPc）作为理想的仿生催化剂表现出良好的结构稳定性和氧化还原能力，在催化领域备受青睐［12］。Anandhababu等［13］以稳定的MPc环作为骨架，制备了平面结构的聚合金属酞菁（MPPc），扩大了π电子的共轭体系，增加了金属活性中心，获得了更好的氧化还原性和化学稳定性。然而，将MPPc直接作为催化剂处理有机废水时，难以完全发挥催化性能，且不利于回收利用。Chu等［14］采用球磨法将g-C3N4和MPPc以π-π叠加方式相结合，制备了g-C3N4/MPPc催化剂，提高了对卡马西平光催化降解性能和CO2还原效率；次素琴等［15］将单体钴酞菁聚合在多孔炭修饰的玻碳电极（PC/GC）表面，制备了多孔炭载聚钴酞菁的修饰电极（Co-TAPc/PC/GC），对酚类物质表现更高的电催化性能、重复性和稳定性。活性碳纤维（ACF）作为一种为多孔碳材料，具有稳定性高、比表面积大、吸附能力强等特点［16-18］，被广泛应用于催化反应和水体污染处理。若以ACF为载体，将MPPc负载到ACF上制备催化剂，不仅可以提高催化剂的吸附性能，还可以使MPPc暴露更多的活性位点，增强催化性能，并且有利于催化剂的回收和循环利用。

为制备低成本、高活性的催化剂处理高氯盐废水中抗生素类有机污染物，本文以ACF为载体，通过一步煅烧法将聚合铁酞菁（FePPc）负载到ACF表面，制备活性碳纤维-聚合铁酞菁（ACF-FePPc）复合催化剂。对ACF-FePPc的微观形貌、晶体结构、表面元素等进行测试表征，同时以磺胺氯哒嗪（SCP）为目标污染物，构建ACF-FePPc/H2O2催化体系，模拟在高氯盐下ACF-FePPc活化H2O2降解SCP的实验，利用电子顺磁共振技术及自由基捕获实验分析其催化机理。本文期望通过ACF-FePPc高效降解高氯盐下的SCP，为探索催化剂处理高盐有机废水提供了思路和理论参考。

1 实验部分

1.1 实验材料

尿素（99.0%）、钼酸铵（99.0%）、氯化铵（99.5%）和氢氧化钠（97%），均为分析纯，购自杭州高晶细化工有限公司；柠檬酸铁、氯化钠（99.5%）、四氢呋喃（99.5%）、均苯四甲酸二酐（96.0%）、磺胺氯哒嗪（99.0%）、对苯醌（97%）、L-组氨酸（98%）和叔丁醇（99.0%），均为分析纯，购自阿拉丁试剂有限公司；双氧水（H2O2，30%），分析纯，购自上海凌峰化学试剂有限公司；活性碳纤维（（250±20） g/m2）购自江苏苏通碳纤维有限公司。

1.2 ACF-FePPc催化剂的制备

先取一定量的ACF放在100 ℃的去离子水中煮沸1 h以去除无机盐等杂质，随后将ACF洗干净后放在50 ℃烘箱中烘干待用。采用一步煅烧法，以ACF为载体，将处理后的ACF、柠檬酸铁、氯化铵、尿素、钼酸铵和均苯四甲酸二酐按一定比例研磨均匀，接着将磨匀后的混合物放在带盖的坩埚中并置于马弗炉，设置升温速率2.5 ℃/min，待温度加热至140 ℃后，保温30 min；继续以2.5 ℃/min的升温速率加热至220 ℃，保温180 min。待反应结束后冷却至室温取出，将所得催化剂用四氢呋喃、乙醇和去离子水洗涤数次、离心，放入冷冻干燥仪中干燥12 h，即可得到ACF-FePPc催化剂。

1.3 催化降解实验

为模拟高氯盐环境下ACF-FePPc催化性能，配制由质量浓度为10 g/L的NaCl与浓度为2.5×10-5 mol/L的SCP组成的混合溶液。准确量取20 mL混合溶液，置于40 mL样品瓶中，接着称量一定量的催化剂并加入H2O2，将样品瓶放在磁力搅拌器，控制反应温度为25 ℃。分别在0、10、20、30、40、60、90、120 min和180 min时用注射器取样，经尼龙过滤头过滤后，通过高效液相色谱检测分析目标污染物的降解情况。以3个样品瓶为一组做平行实验，以减小误差。

1.4 测试与表征

使用场发射扫描电子显微镜（SEM，Gemini500，德国Carl Zeiss公司）观察ACF、FePPc和ACF-FePPc的形貌结构；使用X射线二维衍射仪（XRD，D8 Discover，德国Bruker公司）检测ACF、FePPc和ACF-FePPc的晶体结构，电压40 kV，电流40 mA，检测范围10°～70°；使用热重分析仪（TGA1，美国Mettler公司）检测ACF、FePPc和ACF-FePPc的热稳定性，空气流、流速45 mL/min，升温速率10 ℃/min，检测温度100～800 ℃；使用全自动比表面积及孔隙度分析仪（ASAP246，美国麦克默瑞提克仪器有限公司）通过氮气（N2）吸附-脱附实验检测ACF、FePPc和ACF-FePPc的比表面积和孔体积，脱气温度180 ℃，脱气时间12 h；使用X射线光电子能谱仪（XPS，ESCALAB25011，美国Thermo公司）检测ACF、FePPc和ACF-FePPc的表面元素，X射线源，单色A1-Kα靶（hv=1486.6 eV）；使用超高效液相色谱仪（UPLC，美国Waters公司）检测降解底物浓度变化，检测波长271 nm；使用电子顺磁共振波谱仪（A300，德国Bruker公司）检测催化体系自由基，微波频率9.86 GHz，调制频率100 kHz，功率20.00 mW。

2 结果与讨论

2.1 ACF-FePPc催化劑的形貌结构分析

图1为ACF、FePPc和ACF-FePPc的SEM图像。由图1（a）可知，ACF为圆柱状纤维，表面有凹槽，存在一些明显的孔隙结构，颗粒杂质较少。由图1（b）可知，FePPc呈现不规则片状结构且团聚在一起，可能由于FePPc表面极性强，表面能大引起的。由图1（c）可知，ACF-FePPc表面有颗粒物质均匀分布，说明片状结构的FePPc被吸附于ACF表面，可以有效避免FePPc分子团聚现象，提高了FePPc的分散性，有利于促进FePPc与污染物接触。

图2为ACF、FePPc和ACF-FePPc的XRD衍射谱图。由图2可知，ACF和ACF-FePPc在约23.0°处显示出较宽衍射峰，在43.0°处显示出弱峰，分别对应（002）晶面和（100）晶面，表明ACF具有多晶乱层石墨结构。FePPc在18.9°和29.5°存在两个尖锐的衍射峰，分别对应4个酞菁环规整排列形成的大环结构和聚酞菁片层堆积的结构晶面。由于FePPc负载量少且分散性好，ACF-FePPc没有表现出明显的FePPc衍射峰。

图3为ACF、FePPc和ACF-FePPc的热重分析（TG）曲线。从图3中可以发现FePPc在100 ℃左右开始分解，可能是合成的FePPc分子周围存在羧基的缘故，300 ℃后开始急速分解，直至800 ℃质量损失约56%。ACF从160 ℃左右开始分解直至280 ℃左右趋于平衡，质量损失仅为6%左右，表现出良好的热稳定性。ACF-FePP的热重曲线与FePPc相似，同样从100 ℃左右开始缓慢分解，但与FePPc不同的是，ACF-FePP在370 ℃后分解速率加快，相比于FePPc在300 ℃急速分解，温度提高了70 ℃，说明负载后的催化剂获得了更好的热稳定性。

通过N2吸附-脱附实验获得ACF、FePPc和ACF-FePPc的比表面积和孔体积（表1）以及吸附-脱附谱图（图4）。由表1可知，ACF的比表面积为738 m2/g；FePPc的比表面积为4 m2/g；ACF-FePPc的比表面积为37 m2/g。以上数据说明ACF的引入增加了ACF-FePPc的比表面积，有利于暴露更多的活性位点，为有机物的吸附和催化降解提供了优异的反应环境。

图5为ACF、FePPc和ACF-FePPc的X射线光电子能谱图（XPS）。图5（a）为ACF、FePPc和ACF-FePPc的C 1s能谱图，从图中可以发现ACF的特征峰分别为石墨峰（284.8 eV）、C—O（286.2 eV）、CO（287.8 eV）、O—CO（288.9 eV）和等离子激元峰（290.9 eV）［19］；FePPc能谱上的特征峰出现在284.6 eV和286.2 eV处，分别对应酞菁环上的CC键和C—N键［14］；ACF-FePPc在284.8 eV处特征峰的强度有所提高且发生偏移，应该是由ACF的引入引起的。图5（b）为ACF、FePPc和ACF-FePPc的N 1s能谱图，其中FePPc的主要特征峰出现在398.2 eV和399.7 eV处，分别对应C—NC键和酞菁中Fe-N-吡啶基 ［20］，说明聚合铁酞菁FePPc制备成功；并且，在ACF-FePPc的N 1s能谱图中出现了属于FePPc中C—NC键和Fe-N-吡啶基的特征峰，说明FePPc成功负载到ACF上。图5（c）为ACF、FePPc和ACF-FePPc的Fe 2p谱图，由图可知：未处理的ACF中不存在Fe元素；FePPc和ACF-FePPc中的Fe元素是以FeⅡ和FeⅢ两种氧化态形式存在的，其中Fe 2p3/2和Fe 2p1/2的特征峰分别在710.0 eV和723.3～723.2 eV处检测到［21］。XPS的表征结果证实了ACF-FePPc负载成功，且负载后FePPc结构没有发生明显改变。

2.2 ACF-FePPc催化剂在高氯盐下的催化性能分析

在AOPs中，无机盐对有机污染物的去除有着复杂的影响。尽管有机污染物的去除效率取决于自身的化学结构，但在高浓度的氯化物下AOPs的工艺效率受到明显抑制效果［22］，建立适用于高氯盐环境下的催化体系对降解高盐有机废水至关重要。因此，本文着重考察了ACF-FePPc/H2O2催化体系在不同NaCl质量浓度下的适用性。在不同NaCl质量浓度下降解SCP，结果如图6（a）所示。从中可以看出，当不添加NaCl时，反应180 min后对SCP降解率约为80%。当NaCl的质量浓度增加到2 g/L时，ACF-FePPc对SCP的降解率提高到98%左右，这是因为Cl-可以和体系中的·OH反应生成活性氯自由基（式（1）和式（2））对SCP具有破坏作用［23-24］。随着NaCl质量浓度的进一步提高，体系中·OH和Cl-的反应达到饱和，降解效果不再有明显变化。与Cl-对大多数AOPs降解有机污染物产生负面作用不同的是，在ACF-FePPc/H2O2体系中高氯盐的存在起到促进作用，有效解决了高氯盐环境下抗生素类有机污染物不易降解的难题。为了模拟出1%的真实高氯盐有机废水，后续实验选用NaCl质量浓度10 g/L的SCP混合液。Cl-和·OH反应可用式（1）和式（2）表示：

已知在ACF-FePPc/H2O2体系中降解SCP分为吸附和氧化两部分，为了进一步探究Cl-对ACF-FePPc降解SCP的影响原因，分析了10 g/L的NaCl下ACF-FePP对SCP吸附和降解情况。有无NaCl下吸附和降解SCP，结果如图6（b）所示。当加入10 g/L的NaCl后，SCP的吸附曲线与未加入NaCl相比基本保持一致，说明Cl-对ACF-FePPc的吸附性能不造成影响。但由图可知，SCP的降解率提高了，说明在该体系中Cl-是通过增强反应体系的氧化性提高SCP降解率。结果佐证了ACF-FePPc/H2O2体系中Cl-可以和·OH反应生成活性氯自由基，该催化体系适用于降解高氯盐环境下有机污染物。

图6（c）为ACF和柠檬酸铁按投料比1∶1、2∶1、4∶1时煅烧所得催化剂对SCP的降解率。从图6（c）中可知，随着ACF投料比重的增加，催化剂的吸附性能增强，说明ACF蓬松多孔、比表面积大，对SCP吸附性能好。同时，对于ACF-FePPc/H2O2体系，SCP降解率也随着吸附性能增强而提高。当ACF和柠檬酸铁投料比为4∶1时，可以在180 min内降解98%以上的SCP，此时ACF-FePPc具备最佳的吸附和氧化性能，因此在后续的实验中选用此比例制备的催化剂。

图6（d）为在不同体系下催化剂对SCP的降解率。由图6（d）可知，当仅有H2O2和FePPc存在时，对SCP基本没有降解效果。在FePPc/H2O2体系中，180 min后只能降解30%左右的SCP，可能是因为FePPc容易团聚在一起，使FePPc本身的催化性能难以完全发挥出来。当仅有ACF-FePPc存在时，由于ACF的吸附作用，180 min吸附了43%左右的SCP，说明将FePPc负载到ACF上获得一定吸附能力，但在180 min内并不能彻底吸附溶液中的SCP。而在ACF-FePPc/H2O2体系中，反应进行180 min后，98%以上的SCP被吸附氧化。由此可知，ACF的引入，增加了催化剂的比表面积：一方面对SCP有一定的吸附效果；另一方面可以提高FePPc的分散性，增加了FePPc与SCP接触几率，提高反应效率。

2.3 ACF-FePPc催化剂在高氯盐下的催化性能影响因素分析

图7（a）为不同H2O2浓度下ACF-FePPc对SCP的降解效果。从图7（a）中可以发现，随着H2O2的浓度提高，SCP的降解率提高。当双氧水浓度为20 mmol/L时，SCP降解率仅为80%左右，可见当双氧水的浓度过低时，无法及时产生足够活性种来氧化SCP。当H2O2浓度增加到60 mmol/L时，SCP的降解率明显提高，反应180 min后，SCP的降解率达到98%以上，这是由于作为氧化剂的H2O2提供了更多的活性物质，催化活性大大提高。当H2O2浓度增加到80 mmol/L后，SCP降解率相对于60 mmol/L并没有太大提高，因为当H2O2浓度過高，体系中过量的H2O2会和过剩的·OH相结合（式（3）），并且·OH的自我消耗可能随着·OH浓度的增加而发生（式（4）），导致对SCP降解率提高不明显 ［23］。考虑到SCP降解情况和经济成本，选择60 mmol/L的H2O2浓度作为最佳氧化剂浓度。H2O2与·OH的结合、·OH的自我消耗可用式（3）和式（4）表示：

图7（b）为不同pH值下ACF-FePPc对SCP的降解效果。从图7（b）可以发现ACF-FePPc对SCP的吸附率和降解率随着pH值的增大而减小。其中，在酸性条件下ACF-FePPc的吸附性能和降解性能最好。虽然在中性条件下ACF-FePPc对SCP吸附性能有一定程度的降低，但是ACF-FePPc对SCP的降解率没有随着吸附率的降低而明显降低，说明在中性条件下ACF-FePPc依然能够保持良好的催化性能。在碱性条件下，吸附率和降解率较酸性和中性明显降低，其中吸附率降低是因为碱性条件下会抑制ACF-FePPc对SCP的吸附能力，可由式（5）解释 ［25］：

式中：（SCP）0为未离子化SCP浓度；（SCP）T为SCP初始浓度；pH为平衡后体系中pH值；pKa为SCP酸解离常数。由式（5）可知，溶液中的pH值增大，未离子化的SCP浓度减小，即SCP的离子化程度增大，导致SCP和ACF-FePPc表面的静电排斥作用增大，阻碍了吸附的进行，因此在碱性条件下，SCP的吸附率相比于酸性和中性条件下减少。造成降解率降低主要有两个原因：一是在碱性条件下，由于吸附作用被极大程度地阻碍，ACF-FePPc与SCP的接触面积减小影响催化性能；二是在碱性条件下，H2O2分解速率过快，不利于·OH的产生。

2.4 ACF-FePPc催化剂循环使用性能分析

图8为ACF-FePPc循环使用性能图。将催化降解完SCP的ACF-FePPc清洗烘干，在同一实验条件下继续降解SCP。由图8可知，经历了4次循环后，ACF-FePPc对SCP降解率保持在85%以上，说明该催化剂具有良好的稳定性和循环再利用性。降解率之所以下降可能是催化剂清洗过程中FePPc从ACF表面脱落所致。

2.5 ACF-FePPc催化剂催化机理分析

为分析ACF-FePPc降解SCP的机理，通过电子顺磁共振技术检测ACF-FePPc/H2O2体系中的自由基，结果如图9所示。其中DMPO作为一种自由基捕获剂，可以用来捕获·OH和·O2-，在反应了120 s后，可以检测到DMPO-·O2-自旋信号峰和强度比为1∶2∶2∶1四重信号峰的DMPO-·OH自旋信号峰，表明在该催化体系中产生了·OH和·O2-两种自由基。

为了进一步检验ACF-FePPc/H2O2体系中的自由基，向体系中添加入叔丁醇（TBA）和对苯醌（BQ）分别捕获·OH和·O2-。从图10中可以发现，加入对苯醌后，SCP的降解与未加对苯醌基本保持一致，说明·O2-不是主要参与氧化SCP的自由基。加入叔丁醇后，ACF-FePPc对SCP的降解只存在吸附作用，氧化反应完全受到抑制，说明在ACF-FePPc/H2O2体系中参与反应的自由基主要是·OH。

基于以上分析，本文提出一种ACF-FePPc活化H2O2降解高氯盐下SCP的可能机理。如图11所示，首先负载到ACF上的催化剂具有较高的比表面积，这极大地提高了对SCP的吸附能力；同时ACF-FePPc和H2O2的结合生成ACF-FePPc-OOH，此时O—O键发生均裂产生大量的·OH，其中产生的·OH一部分将污染物SCP直接氧化，另一部分和体系中的Cl-反应生成HOCl·-，生成的HOCl·-再次和体系中存在的H+结合生成Cl·，这两种活性物质也具有氧化SCP的能力。

3 结 论

为了处理高氯盐废水中的抗生素类有机污染物，通过一步煅烧法制备ACF-FePPc催化剂，通过表征分析催化剂的微观形貌、晶体结构、表面元素等，并以SCP为目标污染物，建立ACF-FePPc/H2O2催化体系，探究ACF-FePPc在高氯盐下催化降解SCP性能及催化机理，所得主要结论如下：

a）FePPc制备成功且均匀分散到ACF表面。相比于FePPc，ACF-FePPc获得了更好的热稳定性以及更大的比表面积，更大的比表面积有利于SCP的吸附和增加反应活性位点。

b）ACF-FePPc可有效活化H2O2降解高氯盐下SCP，在180 min内对SCP降解率达98%以上。在中性及酸性条下ACF-FePPc表现出良好的吸附性能和催化性能，具有优异的循环稳定性，循环4次后对SCP去除率保持在85%以上。

c）ACF-FePPc/H2O2体系产生的·OH对降解高氯盐下SCP起主要作用，同时产生的·OH可以和Cl-反应生成的HOCl·-和Cl·对SCP也具有一定破坏作用。该催化体系对降解高氯盐废水中抗生素类有机污染物，降低环境治理能耗和经济成本具有一定参考价值。

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（責任编辑：刘国金）

收稿日期： 2022-12-06 网络出版日期：2023-05-05网络出版日期

基金项目： 国家自然科学基金项目（51703201）

作者简介： 宋 磊（1997- ），男，江苏淮安人，硕士研究生，主要从事有机废水催化降解方面的研究。

通信作者： 李 楠，E-mail：linan@zstu.edu.cn