磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系去除水中四环素

陈玉 ,杨英* ,王娣 ,费维繁 ,李卫华

（1.安徽建筑大学环境与能源工程学院，合肥,230601；2.安徽建筑大学水污染控制与废水资源化安徽省重点实验室，合肥,230601）

抗生素是水环境中的微量污染物，在水中具有一定的持久性，会造成水环境的污染，引发多种危害［1］.在众多抗生素中，四环素（Tetracycline，TC）类抗生素作为广谱抗生素，用途广泛，价值突出［2］.目前TC 在畜牧业和水产养殖业中的应用较为广泛，由于TC 具有生物活性、稳定且不可生物降解性，常常以原药和代谢产物的形式释放到环境中［3］，危害水生生物，造成水中生物的抗药性增强，加重水体污染，引发食品安全和人体健康等问题［4］.因此，废水中TC 的处理非常重要.

近年来，人们使用了各种技术来去除废水中的TC，包括物理法（吸附、膜分离技术等），化学法（臭氧氧化法、光催化氧化法、芬顿氧化法、电化学降解法等），生物法（微生物降解、人工湿地等）［5］.其中吸附法具有吸附效果好、成本低、操作简单、吸附过程不产生中间产物等优点，是废水中去除TC 的较好选择［6］.因粉末活性炭（Activated Carbon，AC）的吸附性能强、不容易产生副产物，并且反应所需条件较温和，人们常常选用其作为吸附剂［7］.然而，AC 使用后不易分离且再生困难，增加了AC 的使用成本［8］，对AC 磁性改性后可以通过外加磁场使其方便分离.但是，单纯的吸附处理废水中的TC 仍存在一定的问题，如吸附剂用量大、成本高、易饱和、吸附容量小等，一般需与其他工艺组合实现对TC 的有效去除.基于Fe2+离子和过氧化氢（H2O2）的均相Fenton 工艺可有效降解TC.Fe2+和H2O2作用产生羟基自由基（·OH），自由基的高氧化活性可高效溶解有机物，破坏TC 分子结构，实现完全矿化.Fenton 工艺反应较为迅速、操作相对简单、降解效率也很高，但是也存在局限性，即在反应系统中pH 适用范围窄，Fe3+→Fe2+的反应速率慢，铁离子容易沉淀，催化剂容易流失等，这些特征增加了工艺处理处置难度及成本，阻碍了其广泛应用［9］.学者们在此基础上研究多种类Fenton 技术，如光Fenton 技术、电Fenton 技术、超声Fenton 技术以及非均相类Fenton 技术等，这些改进的技术在一定程度上提高了反应速率和催化剂的利用率.非均相类Fenton 氧化技术可以将催化剂负载在固体载体上，解决了常规Fenton 反应中作为催化剂的铁盐在反应结束后造成的二次污染问题［10］.

本研究旨在提出一种磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系用于去除水中的TC，通过对AC 进行磁性改性，获得容易分离的磁改性活性炭（Magnetic-modified Activated Carbon，MAC），MAC 上负载磁纳米四氧化三铁（Fe3O4），Fe3O4使MAC 带有磁性，便于回收和重复利用，也可作为非均相类Fenton 工艺中的催化剂，使该体系能够更加快速高效地去除水中的TC，在一定程度上节约了材料，并且避免了铁盐造成的二次污染.

1 材料与实验方法

1.1 实验所用的试剂与仪器实验试剂：四环素（上海麦克林生化科技有限公司）、木质粉末活性炭、六水合三氯化铁（FeCl3·6H2O）、四水合氯化亚铁（FeCl2·4H2O）、氢氧化钠（NaOH）、盐酸、甲醇，实验用水为去离子水.

实验仪器：主要仪器包括紫外分光光度计（UV-26001，岛津仪器有限公司）、pH 计（PHS-3C，上海仪电）、干燥箱（上海一恒科学仪器有限公司）、悬臂式电动搅拌器（上海力辰邦西仪器有限公司）等.

1.2 磁性改性活性炭的制备通过化学共沉淀法制备MAC，将AC 与Fe2+/Fe3+溶液混合，并使用NaOH 调节pH 至10.0～11.0，使Fe3O4粒子黏附在AC 的表面，主要反应为［11］：

具体制备步骤如下：所用AC 为200 目.将FeCl3·6H2O（3.9 g）和FeCl2·4H2O（1.4 g）溶于烧杯中，加去离子水，试样放在搅拌器上搅均，将3.25 g 的AC 加入Fe2+/Fe3+的混合溶液（Fe3O4∶AC 复合配比为1∶1），持续机械搅拌1 h，然后逐滴加入5 mol·L-1NaOH 溶液（体积为50 mL，滴速为10 mL·min-1），确保滴入速度恒定，调节浮液的pH 至10.0～11.0 后，继续机械搅拌2 h，将悬浮液用封口膜密封好后静置12 h.抽滤，在105 ℃条件下烘干后备用.

1.3 磁改性活性炭-非均相类Fenton体系去TC将制备的MAC 与H2O2组合成体系，探讨该体系在不同的参数条件下（反应时间、pH、MAC 投加量、H2O2投加量）对TC 的去除效率.具体流程如下：配制一定量的浓度为50 mg·L-1的TC 溶液，调节溶液pH 为3，MAC 投加量为0.6 g·L-1，H2O2投加量为5.0 mmol·L-1，将MAC 倒入100 mL 锥形瓶中，移取50 mL 一定浓度的TC 溶液与MAC混合，加入H2O2，记录实验的开始时间.随后，机械搅拌，在600 r·min-1的搅拌速率下定时取样（5～30 min），通过0.45 μm 水系针头过滤器将取出的悬浮液过滤，用紫外分光光度计测定滤液中的TC 的浓度，若当天不能完成实验，样品应保存于4 ℃冰箱中.所有实验都需要重复三次以确保准确性，并做空白实验.通过单因素变量控制法确定该体系去除TC 的最佳运行条件，进行工艺运行参数的优化.

1.4 分析与测试对制备的MAC（MAC-before）以及经过五个吸附/解吸循环后的MAC（MAC-after）进行表征分析.

用扫描电子显微镜（Scanning Electron Microscope，SEM）分析材料的表面形貌特征，本实验采用乙醇分散制样，表面喷金，并配合能量色散谱仪（Energy Dispersive Spectrometer，EDS）以能谱点扫进行物质成分分析.

用傅里叶红外光谱仪（Fourier Transform Infrared Spectrometer，FTIR）对材料进行粉体常规压片测试，扫描范围是4000～400 cm-1，扫描次数为32 次，分辨率为4 cm-1.

采用X 射线光电子能谱（X-ray Photoelectron Spectroscopy，XPS）分析了MAC（MAC-before和MAC-after）反应前后表面的元素和价态分布.分别对C 1s，O 1s 和Fe 2p 的精细谱进行分峰拟合.

2 结果与讨论

2.1 结构表征

2.1.1 SEM 分析对反应前后的MAC 进行扫描电镜观测，结果如图1 所示.

图1 MAC-before 和MAC-after 的SEM 图Fig.1 SEM images of MAC-before and MAC-after

由图1 可知，磁化对AC 的表面影响较大，可以观察到MAC 的表面很粗糙并且产生了一些孔隙，并且有不规则的褶皱和不均匀分布的孔，这表明化学共沉淀磁化法不仅为AC 提供了Fe 元素，还引起了微观结构的改变，可以观察到许多Fe3O4纳米颗粒均匀地负载在AC 上.磁化后的MAC表面更加的粗糙、不规则，且有细小孔洞，使其具有吸附TC 的潜力［12］.而对比反应前后的MAC，可以看出，反应后的MAC 团结成块状，表面裂隙结构减少，并且附着有一些小颗粒，孔隙周围有层厚的、不均匀的物质，部分孔隙和褶皱也被小颗粒填满，这表明TC 被吸附到MAC 上，MAC 的表面物质和孔隙结构与TC 发生了吸附反应［13］.

2.1.2 EDS 分析对MAC-before 和MAC-after 进行能谱分析，从能谱元素图可以看出MAC的元素（碳、氧和铁）组成（图2a 和2b）.

图2 (a) MAC-before 的EDS 图；(b) MAC-after 的EDS 图Fig.2 EDS plots of MAC-before (a) and EDS plots of MAC-after (b)

MAC-before 和MAC-after 的EDS 谱图以及元素含量如图2a，2b 和表1 所示.从EDS 元素映射（图2a，2b）可以看出材料存在碳（C）、氧（O）、铁（Fe）三种元素，大多数Fe 元素应归因于Fe3O4.由表1 可以看出，反应前后碳元素和氧元素含量变化较大，结合红外光谱分析以及XPS 分析结果，这可能表明MAC 对TC 的吸附是MAC 表面的-OH，C=O，C-O 等官能团参与的化学吸附过程［14-15］，后续的吸附动力学模型可以证明这一推论.另外对比反应前后MAC 的原子数百分含量可知，反应后铁原子数百分含量有所下降，这可能是由于反应过程中，有部分铁从材料中析出，与H2O2发生了Fenton 反应，但经过五个吸附/解吸循环后，铁的质量百分含量仍有25.19%，这也证明了MAC 材料组分的相对稳定性，可以在实际应用中重复利用.

表1 MAC-before 元素含量和MAC-after 元素含量Table 1 MAC-before element content and MAC-after element content

2.2 实验探究

2.2.1 不同反应体系下TC 的去除速率不同反应体系（H2O2，MAC，MAC+H2O2）下TC 的去除效率如图3 所示.

图3 不同体系下TC 的去除率Fig.3 Removal rate of TC under different systems

当H2O2单独存在时，30 min 内TC 的浓度几乎不变，这表明仅仅使用H2O2难以直接降解TC.单独加入MAC 时，60 min 内TC 去除率为73.87%，这可能是因为MAC 和TC 发生了吸附反应.而在MAC+H2O2体系下，60 min 内，TC 的去除率可达99.61%，这表明MAC 可有效地催化H2O2氧化降解TC.

2.2.2 反应时间对TC 去除率的影响随着反应时间的增加，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 去除率及铁溶出量如图4 所示.

图4 (a)反应时间对TC 去除率的影响；(b)反应时间对铁的溶出量的影响Fig.4 Effect of reaction time on TC removal rate (a) and on the amount of iron dissolved (b)

TC 的去除过程是由MAC 的吸附过程和非均相类Fenton 的降解过程共同组成，该过程中时间是影响实际应用的重要因素.如图4a 所示，在最初的0～5 min，该体系对TC 的去除效果迅速增加，前期TC 快速的去除可能是吸附和降解同时快速进行，吸附可能占主要原因，在仅有MAC 的情况下，0～5 min TC 去除率能达到57%.在整个过程中，吸附可能是由于MAC 表面具有大量的吸附位点，在完成快速吸附之后，剩余的吸附位点逐渐减少，TC 的去除率呈现缓慢增加的趋势，当MAC 的吸附位点接近饱和时，TC 的去除率趋于平稳，达到平衡，这些变化趋势与高峰［16］的研究结果相似.降解可能是由于随着时间的增加，MAC上的铁离子逐渐析出，与溶液中的H2O2发生类Fenton 反应，随着时间的增加，析出的铁离子逐渐增加直至达到饱和，TC 的去除率也呈现缓慢增加的趋势.为了保证该体系对TC 的去除达到平衡状态，且考虑实际应用中的效能问题，本文将反应时间设置为30 min.

2.2.3 初始pH 对TC 去除率的影响在不同初始pH 条件下，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 去除率及铁溶出量如图5 所示.

图5 (a)初始pH 对TC 去除率的影响；(b)初始pH 对铁的溶出量的影响Fig.5 Effect of initial pH on TC removal rate (a) and on the dissolution of Fe (b)

由图5a 可知，pH=3～7 时，随着pH 的升高，TC 去除率逐渐降低，但均可在30 min 内去除90% 以上的TC；pH=7 时，TC 去除率为93.96%，证明该体系的酸性和中性溶液都能对去除TC 达到很好的效果，体系的pH 适用范围较宽.相对来说，一定范围内，pH 越低，TC 去除效果越好，这是因为在酸性条件下更容易产生·OH［17］，在pH 为3 时，TC 的去除率达到最高.在pH 为2 时，TC 的去除率较低的原因可能是pH影响TC 的离子形态和MAC 的表面电荷［18］.当溶液的pH 最低(pH=2.0)时，溶液中存在大量的H+，MAC 被质子化，与带正电荷的TC 发生静电排斥［19］.当pH 增加到3.0 时，溶液中H+含量降低，MAC 吸附的不利条件减弱，MAC 与TC 之间的静电排斥作用减弱，因此，吸附容量有一定程度的增加.

由图5b 可知，在不同初始pH 下，铁的溶出量也有所不同.溶液中铁离子浓度也会影响TC 的去除率，如方程（1）和（2）所示.在pH 为3 时，测得溶液中铁的溶出量仅为0.048 mg·L-1，仅占MAC 中总铁含量的0.02%，并不会对环境造成毒性危害.这保证了MAC 组分的稳定性［20］.综合考虑TC 的去除率和MAC 组分的稳定性，初始pH 保持在3.0.

2.2.4 MAC 投加量对TC 去除率的影响在不同的MAC 投加量下，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 去除率如图6 所示.

图6 MAC 投加量对TC 去除率的影响Fig.6 Effect of MAC dosing on TC removal rate

由图6 可知，当MAC 投加量从0.1 g·L-1增加到0.6 g·L-1时，TC 去除率从29.86%提高到98.97%，该现象可能是由于MAC 表面活性位点增加，导致更多的自由基生成.随着MAC 投加量的进一步增加，TC 去除效果基本处于平衡状态.这可能是因为过量的MAC 会清除自由基·OH 和HO2·［21-22］，如方程（3）和（4）所示.并且，MAC 上的活性位点可能会因产生共聚反应而减少，导致MAC 上颗粒的自团聚、活性吸附剂表面积重叠和单位吸附位点之间的竞争，从而降低吸附容量［23］，而且还会造成原料浪费和二次污染.因此，选择0.6 g·L-1作为本体系中MAC 的最佳用量.

2.2.5 H2O2 投加量对TC 去除率的影响在不同的H2O2投加量下，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 的去除率如图7 所示.

图7 H2O2投加量对TC 去除率的影响Fig.7 Effect of H2O2 dosing on TC removal rate

由图7 可知，在H2O2投加量从1.0 mmol·L-1增加到5.0 mmol·L-1时，随着H2O2投加量的增加，反应30 min 后TC 去除率也逐渐增加，这可能是由于Fenton 体系中Fe2+浓度一定，随着H2O2浓度的不断增大，Fe2+催化H2O2产生的·OH 和HO2·不断增多，提高了氧化反应的效果［24］；当H2O2投加量为7.5 mmol·L-1时，TC 去除率仅为94.51%，这可能是因为过量的H2O2会使部分Fe2+转化为Fe3+，影响氧化反应的效果，使得TC去除率有所降低，并且H2O2添加过多可能会与吸附质竞争吸附剂上的吸附位点，产生自由基清除作用［25］.另一方面，MAC 也会通过电子转移的方式分解H2O2［26］.这一具体过程可参考方程（5）至方程（8）.因此，选择5 mmol·L-1作为本体系中H2O2的最佳用量.

2.2.6 温度对TC 去除率的影响在不同的温度下，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 的去除率如图8 所示.

图8 温度对TC 去除率的影响Fig.8 Effect of temperature on TC removal rate

由图8 可知，随着反应温度升高，耦合体系中TC 去除率没有发生较大变化，但是温度能加速TC 的反应过程.当温度分别为293，298，303，308和313 K 时，在反应30 min 后，耦合体系对四环素的去除率分别为96.18%，97.83%，97.33%，98.0%和99.08%.这说明该耦合体系能适应较宽的温度范围，这对实际工程中的应用具有重要意义.

2.2.7 搅拌强度对TC 去除率的影响在不同搅拌强度下，磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系TC 的去除率及铁溶出量如图9 所示.

图9 (a)搅拌强度对TC 去除率的影响；(b)搅拌强度对铁的溶出量的影响Fig.9 Effect of stirring intensity on TC removal rate (a) and on the dissolved amount of iron (b)

由图9 可知，随着搅拌强度的逐渐加大（600，800 和1000 r·min-1），反应30 min 后，TC 去除率分别为98.96%，98.28%和98.82%，其对应的铁溶出量分别为0.048，0.056 和0.065 mg·L-1.这说明机械搅拌强度对TC 的去除率影响不大，只需确保MAC 在水相中充分分散即可保障该耦合体系的稳定效能.同时，随着机械搅拌强度的增大，铁的溶出量增加，该现象可能是搅拌造成的水力剪切力过大从而导致MAC 表面的部分Fe3O4剥离，导致溶液中铁含量增加，但铁溶出量均在较低范围内.因此，可以在保持MAC 分散的同时，尽量降低搅拌速度，防止材料的损耗，降低运行成本.

2.2.8 MAC 循环利用实验对MAC 进行磁回收性能测试，效果见图10.图中结果表明，MAC材料具有良好的磁性能，便于分离回收.

图10 MAC 的磁回收照片Fig.10 MAC's magnetic recovery photos

为了考察MAC 的再生能力，进行了多次吸附-解吸重复实验.实验结束后，用外加磁场将MAC 从溶液中分离出来，加入甲醇反复超声清洗三次，并用紫外分光光度计测定滤液中TC 的浓度，并没有发现有残余的TC 解析出.然后将过滤后的材料在高温真空箱内干燥8 h，再加入新配制的TC 溶液中进行上述实验，不断循环.

由图11 可知，经过五个循环后，TC 去除率从98.97%下降到82.99%，并且，在五个循环后，通过外加磁场回收MAC 的回收率仍能达到83%.该现象表明MAC 具有较好的再生性，可以循环利用.利用外加磁场可快速回收MAC 的方法为其在实际工程中的应用提供了可行性.

图11 MAC 循环次数对TC 去除率的影响Fig.11 Effect of the number of MAC cycles on TC removal rate

2.3 机理研究

2.3.1 MAC 的吸附动力学采用准一级动力学模型和准二级动力学模型进一步研究MAC 对TC 的吸附机理（图12）.动力学参数见表2.从表2 可以看出与准一级动力学模型相比，准二级模型的相关系数（R2=0.997）高于准一级模型的相关系数（R2=0.977），且计算的最大吸附量接近平衡吸附量，MAC 吸附TC 的过程遵循准二级动力学模型，即MAC 吸附四环素的过程为化学吸附.

表2 MAC 吸附动力学参数Table 2 MAC adsorption kinetic parameters

图12 MAC 吸附动力学模型Fig.12 MAC adsorption kinetic model

2.3.2 自由基猝灭实验通过自由基猝灭实验进一步确定非均相类Fenton 降解TC 过程中活性氧自由基的作用.依据Fenton 反应的原理（方程（5）至方程（8））推测体系中可能含有·OH 和HO2·，利用叔丁醇（TBA）和对苯醌（PBQ）对·OH 和HO2·的猝灭作用，在体系中分别加入TBA 和PBQ 对·OH 和HO2·进行了自由基猝灭实验，实验结果如图13 所示.

图13 自由基捕获剂对TC 降解的影响Fig.13 Effect of free radical trapping agent on TC degradation

由图13 可知，将TBA 加入到反应体系中时，TC 的降解效率明显降低，30 min 内TC 去除率从98.83%下降至69.08%.这证明反应体系中生成了·OH，TC 去除率大幅降低，而添加PBQ 则对TC 去除率仅有较小的影响，这说明该体系降解TC 废水时，起主要作用的活性自由基是·OH.HO2·也参与了相应的降解过程，但是影响较小.

2.3.3 傅里叶红外光谱(FTIR)分析对AC，MAC-before 和MAC-after 进行表面官能团的傅里叶红外光谱表征分析，其谱图如图14 所示.

图14 MAC-before 和 MAC-after 的FTIR 图Fig.14 FTIR plots of MAC-before and MAC-after

由图14 可看出三者的特征红外吸收峰基本相同，这表明它们具有相似的表面官能团.与AC相比，MAC 中出现新的振动峰或发生了峰偏移.比如，574 cm-1处出现Fe-O 振动峰，1582 cm-1处C=C 振动峰发生偏移，该现象表明可能在MAC 磁化的过程中Fe3O4与AC 表面官能团发生反应［27］.而反应前后的MAC 吸收峰稍稍发生了偏移，对应的表面官能团强度也有所变化.在3421 cm-1附近的吸收峰为羟基官能团的吸收峰，该吸收峰在降解TC 后移至3415 cm-1附近，这表明MAC 在降解TC 的过程中羟基官能团参与反应形成氢键；1612 cm-1附近的吸收峰移至1606 cm-1附近，该处为C=O 双键或者C=C 双键在芳香环上伸缩振动吸收峰，这表明反应过程中TC可能和MAC 上的芳香结构形成共轭Π键［28］.1079 cm-1处的吸收峰是由C-O 伸缩振动引起的，反应后的C-O 峰从1079 cm-1偏移到1067 cm-1且峰变宽［29］.除上述特征峰外，MAC 反应前后在580 cm-1和574 cm-1处的新特征峰被归属为Fe-O 基团的拉伸振动［30］，这说明MAC 中存在铁的氧化物，该现象与SEM 和EDS 分析的结果吻合.此外，Fe-O 基团可能有助于MAC 拥有更多的吸附位点，为吸附TC 提供了较高的化学吸附活性［31］.

2.3.4 X 射线光电子能谱(XPS)分析MACbefore 和MAC-after 的XPS 能谱图如图15 所示.

图15 MAC-before 和MAC-after 的XPS 能谱图Fig.15 XPS energy spectra of MAC-before and MAC-after

使用XPS 技术在0～1200 eV 能量范围内分析MAC 材料的表面元素组成，元素价态（图15）.全扫光谱（图15a）显示该材料含有三种元素：C，O，Fe.利用Avantage 软件参照C 1s（284.8 eV）的标准峰校正后，分别对反应前后C 1s，O 1s 和Fe 2p 精细谱进行分峰拟合.

图15b 显示了反应前后MAC 的C 1s 分峰结果，由图可知，反应前后两种样品MAC-before 和MAC-after 的C 1s 都有三组峰：位于284.68 eV的峰是C-C 峰；位于286.2 eV 的峰代表酯基C-O-C 的特征峰；位于较高结合能288.6 eV的峰代表羧基O-C=O 的特征峰［32-34］.这说明反应后MAC 中碳元素的结合形式未发生较大的变化，但是MAC 样品中的C-O-C 和O-C=O的特征峰面积在反应后出现明显的变化，说明TC 容易与样品中的含氧基团发生作用［35］.

图15c 显示了反应前后MAC 的O 1s 分峰结果，由图可知，反应前后两种样品MAC-before 和MAC-after 的O 1s 都有三组峰：位于530.2 eV 的峰是Fe-O 峰；位于531.5 eV 的峰代表O-H 的特征峰［36］，表明MAC 表面含有丰富的羟基；位于较高结合能533.1 eV 的峰代表C-O 的特征峰［37］.反应后，MAC 样品中氧元素的结合形式发生了变化，从C-O 转变为O-H.MAC 样品中的Fe-O 拟合峰在反应后强度稍有下降，说明MAC 在吸附降解TC 的过程中Fe 或其氧化物在溶液中溶出，但是溶出量较少.

图15d 显示了反应前后MAC 的Fe 2p 分峰结果.由表3 可见，反应前后两种样品MAC-before和MAC-after 的Fe 2p 都有四组峰，其中711.0 eV 和724.0 eV 的两个主峰分别对应Fe 2p3/2和Fe 2p1/2，没有发现代表Fe2O3（Fe3+）的卫星峰［38］.711.0 eV 和724.0 eV 的两个主峰可分别反卷积为Fe3+的726.4 eV，713.2 eV 以及Fe2+的724.5 eV，711.2 eV，Fe3+和Fe2+的覆盖面积比为2∶1，更说明MAC 上负载的铁氧化物是Fe3O4［39］.

表3 MAC-before 和MAC-after 的C,O,Fe 结合官能团占比Table 3 The percentage of C,O and Fe bound functional groups of MAC-before and MAC-after

3 结论

以AC 为原料，通过化学共沉淀法制备的MAC，具有良好的化学稳定性、磁回收特性和重复利用能力，其表征分析表明，催化活性物质为Fe3O4.MAC 作为非均相类Fenton 反应的催化剂，与H2O2构建的磁改性活性炭-非均相类Fenton 体系，在初始TC 浓度为50 mg·L-1时，反应时间为30 min，初始pH 为3.0，MAC 投加量为0.6 g·L-1，H2O2投加量为5 mmol·L-1的条件下，对TC的去除率能达到98.97%.MAC 对TC 的吸附过程遵守准二级动力学模型，吸附过程为化学吸附，而耦合非均相类Fenton 体系降解TC 废水时，起主要作用的活性自由基是·OH.