中国环境科学

有机物名称	流动相比例(A/B)	检测波长(nm)
PPL	甲醇70%/乙酸30%	285
BPS	甲醇50%/甲酸50%	260
4-CP	甲醇70%/乙酸30%	280
CBZ	甲醇60%/乙酸40%	280
SMX	甲醇40%/乙酸60%	270
NB	甲醇60%/乙酸40%	230

有机物名称	流动相比例(A/B)	检测波长(nm)
PPL	甲醇70%/乙酸30%	285
BPS	甲醇50%/甲酸50%	260
4-CP	甲醇70%/乙酸30%	280
CBZ	甲醇60%/乙酸40%	280
SMX	甲醇40%/乙酸60%	270
NB	甲醇60%/乙酸40%	230

磁性生物炭催化高铁酸盐降解新污染物探究

PDF下载

邱琪 ¹^,² , 郑瑞彬 ³^,⁴ , 周伟伟 ⁵ , 孙绍芳 ³^,⁴ , 高明昌 ² , 邱立平 ⁴^,⁶ , 李红兰 ³^,⁴^,^*

中国环境科学 | 新污染物 2025,45(1): 302-309

收起

中国环境科学 | 新污染物 2025, 45(1): 302-309

磁性生物炭催化高铁酸盐降解新污染物探究

全屏

邱琪¹^,², 郑瑞彬³^,⁴, 周伟伟⁵, 孙绍芳³^,⁴, 高明昌², 邱立平⁴^,⁶, 李红兰³^,⁴^,^*

作者信息

^1.青岛理工大学环境与市政工程学院，山东青岛 266520

^2.济南大学水利与环境学院，山东济南 250022

^3.济南大学土木建筑学院，山东济南 250022

^4.山东省功能材料水质净化工程技术研究中心，山东济南 250022

^5.山东城市建设职业学院，山东济南 250103

^6.山东建筑大学市政与环境学院，山东济南 250101

邱琪(1994-)，女，辽宁本溪人，实验师，博士研究生，主要从事水污染控制新技术方面的研究.发表论文10余篇. stu_qiuq@ujn.edu.cn.

通讯作者:

*责任作者，副教授，shizhengujn@163.com

Degradation of emerging pollutants via ferrate catalyzed by magnetic biochar: efficiency and mechanism

Qi QIU¹^,², Rui-bin ZHENG³^,⁴, Wei-wei ZHOU⁵, Shao-fang SUN³^,⁴, Ming-chang GAO², Li-ping QIU⁴^,⁶, Hong-lan LI³^,⁴^,^*

Affiliations

^1.School of Environmental and Municipal Engineering, Qingdao University of Technology, Qingdao 266520, China

^2.School of Conservancy and Environment, University of Jinan, Jinan 250022, China

^3.School of Civil Engineering and Architecture, University of Jinan, Jinan 250022, China

^4.Shandong Province Engineering Technology Research Center for Water Purification Functional Material, Jinan 250022, China

^5.Shandong Urban Construction Vocational College, Jinan 250103, China

^6.School of Municipal and Environmental Engineering, Shandong Jianzhu University, Jinan 250101, China

出版时间: 2025-01-20

文章导航

摘要

收起

通过水热-煅烧法制备了磁性生物炭(M-BC)，探究其催化高铁酸钾(Fe(VI))降解新污染物的效能；阐明了反应体系中主要的活性组分，并考察了M-BC，Fe(VI)投加量，反应溶液pH值和天然有机物对磺胺甲恶唑(SMX)降解效能的影响.结果表明，反应20min后单独M-BC(50mg/L)和单独Fe(VI)(50 µmol/L)对SMX去除率分别为3.5%和54.1%，而M-BC/Fe(VI)体系对SMX降解率达到89.6%.探针化合物和抑制剂等实验证实体系中主要的活性组分为中间价态铁(Fe(V)/Fe(IV)).傅里叶红外光谱分析表明，M-BC的主要活性位点为表面酚羟基.在pH值为8条件下，Fe(VI)和M-BC投加量的增大都会使M-BC/Fe(VI)体系对SMX的去除率提升.相比单独Fe(VI)体系，在pH 7，8，9和10时M-BC/Fe(VI)体系对SMX的降解率分别提高了114%，63.6%，300%和350%.低浓度天然有机物(1mg/L)会促进M-BC/Fe(VI)体系对SMX的降解，但是高浓度天然有机物(5-10mg/L)竞争消耗Fe(VI)与Fe(V)/Fe(IV)，导致M-BC/Fe(VI)体系对SMX的降解效能降低.此外，M-BC/Fe(VI)体系对泉水和黄河水中SMX的降解率也达到100%和83.7%，具有很好的应用潜力.

关键词

新污染物 / 磁性生物炭 / 高铁酸盐 / 中间态铁(Fe(V)/Fe(IV))

Abstract

收起

The degradation efficiency of various emerging pollutants by potassium ferrate (Fe(VI)) catalysed through magnetic biochar (MC) prepared using hydrothermal-calcination method was investigated. The reactive species in M-BC/Fe(VI) system and the effects of the dosage of M-BC, Fe(VI), pH value and natural organic matters on the degradation efficiency of sulfamethoxazole(SMX) were studied. The results indicated that the removal of SMX by alone M-BC (50mg/L) and Fe(VI) (50µmol/L) were 3.5% and 54.1% during 20min, respectively, while the M-BC/Fe(VI) system achieved an SMX degradation rate of 89.6%. Experiments with probe compounds and inhibitors confirmed that the primary reactive species in the system were intermediate valence iron(Fe(V)/Fe(IV)). Fourier-transform infrared spectroscopy analysis revealed that the main active sites on M-BC were surface phenolic hydroxyl groups. Under pH conditions of 8, increasing the dosages of Fe(VI) and M-BC enhanced the removal of SMX by the M-BC/Fe(VI) system. Compared to the alone Fe(VI) system, the degradation of SMX in the M-BC/Fe(VI) system was increased by 114%, 63.6%, 300%, and 350% at pH 7, 8, 9, and 10, respectively. Low concentrations of natural organic matter (1mg/L) promoted the degradation of SMX by the M-BC/Fe(VI) system, but high concentrations of natural organic matter (5~10mg/L) competed with SMX for Fe(VI) and Fe(V)/Fe(IV) , leading to a decrease in the degradation efficiency of SMX. Additionally, the M-BC/Fe(VI) system achieved SMX degradation of 100% and 83.7% in spring and Yellow River water, highlighting its potential for practical application in water treatment process.

Key words

emerging pollutants / magnetic biochar / ferrate / high-valent iron intermediate (Fe(V)/Fe(IV))

引用本文

邱琪, 郑瑞彬, 周伟伟, 孙绍芳, 高明昌, 邱立平, 李红兰. 磁性生物炭催化高铁酸盐降解新污染物探究. 中国环境科学, 2025 , 45 (1) : 302 -309 .

Qi QIU, Rui-bin ZHENG, Wei-wei ZHOU, Shao-fang SUN, Ming-chang GAO, Li-ping QIU, Hong-lan LI. Degradation of emerging pollutants via ferrate catalyzed by magnetic biochar: efficiency and mechanism[J]. China Environmental Science, 2025 , 45 (1) : 302 -309 .

正文

收起

近年来，随着经济的飞速发展，各种新污染物在水环境中被频繁检出^[1-2].新污染物具有环境持久性和生物累积性，传统的水处理工艺主要是针对营养盐类污染物的去除，不能有效去除新污染物，导致其最终进入水体中，对生态环境和人体健康带来巨大的风险^[3-5].2022年国务院印发的新污染物治理行动方案中明确指出要加强制度和科技支撑保障，健全新污染物治理体系.因此，开发高效去除新污染物的技术具有重要意义.

高铁酸盐（Fe（VI）），作为一种集混凝、氧化、消毒于一体的绿色水处理剂，一直是应对新污染物的研究热点^[6-9].然而，单独Fe（VI）氧化能力有限，特别是在中碱性环境下不能有效去除水环境中各种新污染物^[10-11].因此，许多研究致力于开发不同催化剂催化Fe（VI）降解各种新污染物^[12-14].常见的催化方式包括酸活化、还原剂活化、光活化、碳基材料活化等^[15-17].其中碳基材料具有比表面积大，化学组分和结构可调，经济环保等优势，吸引研究者广泛关注.课题组前期研究发现多臂碳纳米管表面的酚羟基官能团可以还原Fe（VI）生成高活性的Fe（V）/Fe（IV），促进溴酚等污染物的降解^[18].通过探究氯化铁和苯酚共同改性的生物炭活化Fe（VI）去除阿特拉津的实验中发现，改性生物炭表面的持久性自由基和还原性官能团会诱导Fe（VI）生成Fe（V）/Fe（IV）和羟基自由基，强化阿特拉津的降解^[19].不同碳基材料的物理化学性质差异可能是导致碳基材料催化Fe（VI）体系活性位点和活性基团不同的主要因素.

最近的研究发现过渡金属（Fe，Mn）等也可以活化Fe（VI）降解新污染物^[20-21].与碳基材料相比，过渡金属电子传递能力更强，催化活性更好，但是过渡金属催化剂反应过程中易团聚失活，存在金属离子溶出的环境风险.将过渡金属负载到碳基材料上可以融合碳基材料和过渡金属元素的优势，提高催化剂的催化性能和稳定性^[22-24].因此，本文通过水热-煅烧法制得了硝酸铁改性的生物炭（M-BC），构建M-BC活化Fe（VI）（M-BC/Fe（VI））体系，以水环境中常检出的普萘洛尔、双酚S、4-氯酚、卡马西平、磺胺甲噁唑为目标污染物，探究M-BC/Fe（VI）体系对新污染物的氧化效能.通过探针/抑制剂等实验阐明了该体系主要活性物种.最后，探究了M-BC、Fe（VI）投加量，反应pH值以及天然有机物对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX效能影响，验证M-BC/Fe（VI）体系在实际水体中的应用潜力.

1 材料和方法

收起

1.1 试剂

实验中所用到的普萘洛尔（PPL）、双酚S（BPS）、4-氯酚（4-CP）、卡马西平（CBZ）、磺胺甲恶唑（SMX）、硝基苯（NB）、甲基苯亚砜（PMSO）均为色谱级，购买于美国Aldrich-sigma公司.硫代硫酸钠（Na₂S₂O₃）、高铁酸钾、甲醇（MeOH）、十水合四硼酸钠、腐殖酸、硝酸铁、葡萄糖、尿素均为分析纯，来自于上海国药集团.实验所用溶液由超纯水配置，高铁酸钾母液为现配现用.实验中用到的仪器主要包括：pH计、分析天平、超纯水制备仪、水浴磁力搅拌仪，高效液相色谱仪以及紫外可见分光光度计.

1.2 M-BC的制备

分别称取6g硝酸铁、3g葡萄糖及3g尿素溶解于50mL水中，磁力搅拌15min后将混合溶液倒入聚四氟乙烯反应釜中，放入烘箱内保持180℃反应14h.冷却至室温，分别用超纯水和无水乙醇清洗5遍后，将混合物置于烘箱内65℃干燥8h；然后将获得的混合物放在管式炉中，在氮气氛围下800℃条件煅烧2h，冷却至室温后，将制备的碳材料经过研磨后过200目细筛制得磁性生物炭.

1.3 实验步骤

所有实验均在含有150mL10mmol/L硼砂缓冲液（pH值由0.1mmol/L NaOH与HCl溶液调控）的250mL锥形瓶中进行.在磁力搅拌的条件下先向缓冲液中加入一定浓度的新污染物，均匀混合后加入一定量的M-BC与Fe（VI）母液起始反应.在设定的取样点取样3mL至含有50μL 1mol/L Na₂S₂O₃的离心管中淬灭，过滤后装入液相小瓶以测定污染物的浓度.在探针/抑制剂实验及天然有机物影响实验中，除了额外加入NB、PMSO、MeOH与腐殖酸外，其余操作与上述相同.

1.4 分析方法

实验中溶液pH值由雷磁PHS-3C型pH计测定.Fe（VI）母液浓度利用谱析紫外分光光度计（T6新世纪）测定，测定波长为510nm. PPL、BPS、4-CP、CBZ、SMX及NB的浓度均利用装配ROSC18（4.6mm×150mm，5µm particle size，岛津）色谱柱的高效液相色谱仪（岛津，LC-20A）测定.各物质所用的流动相，比例及检测波长如表1所示，其中有机相均为甲醇，水相为0.1%的乙酸或甲酸水溶液，流量为1.0mL/min，进样体积为50µL.

污染物的去除率通过公式（1）计算，

（1）

式中：R为污染物的去除率，%；C_t为取样时刻t溶液中污染物浓度，μmol/L；C₀为污染物初始浓度，μmol/L.文中数据为3次平行实验的平均值，图中误差棒表示标准偏差.

2 结果与讨论

收起

2.1 M-BC表征

本实验所制备M-BC的形貌如图1所示，M-BC的表面呈现出疏松多孔的颗粒状，这可能是因为铁氧化物的负载.除此之外，进一步考察了M-BC的磁分离特性，将M-BC与水充分混合均匀后外加磁场，发现制备的M-BC能够在5min内快速地实现固液分离，表明M-BC具有一定的磁性，反应结束后便于从水相中分离.

2.2 M-BC/Fe（VI）体系对新污染物的降解效能

为了探究M-BC/Fe（VI）体系降解新污染物的效能，分别对M-BC，单独Fe（VI）及M-BC/Fe（VI）3种体系降解不同新污染物（PPL、BPS、4-CP、CBZ和SMX）的效能进行了考察，结果如图2所示.单独M-BC（50mg/L）对新污染的吸附去除能力不强，在20min内仅能够去除30%的PPL与15%的BPS，而对4-CP、CBZ、SMX基本没有吸附效果.单独Fe（VI）（50μmol/L）对5种新污染物均有一定的去除效果，在20min内分别能够去除52.4%的PPL，69.1%的BPS、79.6%的4-CP、69.9%的CBZ及54.1%的SMX.相比单独Fe（VI）体系，M-BC/Fe（VI）体系对5种新污染物的降解都具有明显提升.当50μmol/L Fe（VI）与50mg/L M-BC加入到反应液中，反应420s后PPL的降解率能够从20.4%提升至89.7%，20min后降解率提升至94.4%，PPL基本被完全去除.反应20min后其他污染物的去除率也分别提升至99%（BPS）、97.7%（4-CP）、85%（CBZ）以及89.6%（SMX）.选定SMX为探究的目标污染物，发现单Fe（VI）体系及M-BC/Fe（VI）体系对SMX的降解均符合伪一级反应动力学，M-BC的加入能够使反应速率常数k_obs从0.0405增大至0.1min^-1.由此可见，M-BC能够显著地增强Fe（VI）对新污染的降解效果.

2.3 反应体系活性物种探究

从目前的研究报道可知，碳基材料催化高铁酸盐降解污染物过程中可能生成高活性中间价态铁Fe（V）/Fe（IV）以及少量的羟基自由基（⋅OH）促进污染物的快速降解^[8,13,25].因此，实验分别选用了MeOH与PMSO作为抑制剂，MeOH与⋅OH反应速率常数为1.2×10⁹~2.8×10⁹mol/（L⋅s），可以迅速地清除强化体系内的⋅OH，从而抑制⋅OH与污染物的反应^[8].PMSO与体系中Fe（V）/Fe（IV）的反应速率常数分别为7.79×10⁶与2.58×10³mol/（L⋅s），能够抑制Fe（V）/Fe（IV）对污染物的降解^[26].如图3所示，过量MeOH只能轻微抑制SMX的降解，而少量的PMSO就可以显著抑制SMX的降解.在M-BC/Fe（VI）体系投加50mmol/L的MeOH后，SMX的降解率仅仅下降了13%，而投加50μmol/L的PMSO，就能够使得该体系对SMX的降解率下降至37.1%.上述实验结果表明M-BC/Fe（VI）体系中Fe（V）/Fe（IV）对SMX降解发挥了主要作用.尽管MeOH对该体系有一定的抑制作用，但是有研究发现，MeOH对Fe（V）/Fe（IV）也有微弱的淬灭效果，因此仅是单独的MeOH抑制实验并不能确定是否有⋅OH参与反应^[27].因此实验中进一步以NB作为⋅OH的指示化合物（K_•OH,NB=4.7×10⁹mol/（L⋅s））^[28]，考察M-BC/Fe（VI）体系对NB的降解.结果如图3所示，单独的Fe（VI）体系和M-BC/Fe（VI）体系对NB的降解率都仅有7%左右，这可能是由于Fe（VI）还原产物羟基氧化铁对NB的吸附去除作用.

为了进一步探究M-BC/Fe（VI）体系中主要活性物种，实验中考察了该体系对PMSO的降解效能及其产物PMSO₂的生成率，结果如图4所示.从图中可知，M-BC/Fe（VI）体系对PMSO具有较好的降解效能，反应7min后PMSO浓度从20µmol/L逐渐降低到2.75µmol/L，去除率达到86%.对应的，反应体系中检测到的PMSO₂的浓度也逐渐上升到17.0µmol/L.从图4可知，在整个降解过程中PMSO₂的生成率在0.93~1.02之间，始终接近于1.已有文献证实⋅OH氧化PMSO的过程不会形成PMSO₂而是生成羟基化产物，但是中间态铁Fe（V）/Fe（IV）氧化PMSO时只能生成PMSO₂.结合以上数据可知，M-BC/Fe（VI）体系快速降解新污染物的过程中，主要的活性物种是中间态Fe（V）/Fe（IV）而不是⋅OH.

实验中还对反应前后M-BC表面官能团种类和含量进行了分析，如图5所示.从分析结果可知，原始的和反应后M-BC表面主要的官能团包括-OH（3428cm^-1）、C=C双键（1572cm^-1）、C-OH酚羟基（1093cm^-1）和Fe-O-H（798cm^-1）^[29-30].相比于原始M-BC，反应后M-BC表面的C-OH酚羟基响应值明显变低，这说明M-BC表面的还原性官能团酚羟基与Fe（VI）反应诱导生成中间态Fe（V）/Fe（IV），促进对污染物的降解.在Tian等^[31]和Cao等^[19]的研究中也发现碳基材料表面的酚羟基可以诱导生成中间态Fe（V）/Fe（IV）.

2.4 影响因素探究

2.4.1 Fe（VI）投加量对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响

考察10，25，50，100μmol/L的Fe（VI）对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响.如图6（a-b）所示，在pH值等于8，固定M-BC投加量50mg/L的情况下，随着Fe（VI）初始浓度的逐步增大，M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的伪一级反应动力学常数k_obs分别为0.009，0.0196，0.1，0.175min^-1，SMX的降解率也逐步增大.尤其当Fe（VI）投加量由25μmol/L增大到50μmol/L时，SMX的降解率显著地从35%提高至89.6%.继续增大Fe（VI）投加量至100μmol/L，虽然体系降解SMX的速率有较大提升，但对SMX最终降解率提升并不明显.

2.4.2 M-BC投加量对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响

根据Fe（VI）投加量实验，在pH值8条件下固定Fe（VI）初始浓度为50μmol/L，改变M-BC的投加量依次为10，25，50，100mg/L，考察SMX降解效能.从图6（c-d）可知，SMX的去除率也随M-BC投加量的增加而逐渐提高，在25和100mg/L的M-BC投加量下反应20min后SMX的去除率分别为74%和97%，同时反应伪一级反应动力学常数k_obs也从0.061增大到0.169min^-1.

2.4.3 初始pH值对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响

在Fe（VI）氧化污染物的体系中，pH值是极为重要的影响因素，Fe（VI）在偏酸性条件下具有较高的氧化能力与活性，但随着pH值增大Fe（VI）会趋于稳定，且氧化还原电位仅有0.72V^[32].因此，本研究考察了中碱性条件下M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的差异.如图7所示，单Fe（VI）降解SMX时受反应pH值的影响非常大，在pH 7的情况下，反应5min后SMX的去除率为42%，而在pH 8，9，10的情况下反应20min后，SMX的去除率分别为55%、21.2%和18%.相比之下，M-BC/Fe（VI）体系在不同pH值下对SMX都有着较高的降解效能，在pH 8，9，10的情况下反应20min后，SMX的去除率分别为90%、85%和81%.另外，还计算了两个反应体系在不同pH值条件下假一级反应速率常数（k_obs）及伪一级反应速率常数的促进因子（k_{obs M-BC/Fe(VI)}/k_{obs Fe(VI)}）.从图7（e）可以看出，在Fe（VI）和M-BC/Fe（VI）体系中，k_obs都随着pH值的增大而呈现降低的趋势，但是加入M-BC后对k_obs的促进作用在碱性条件下更突出，同等条件下在pH 7~10的情况下，促进因子分别为2.6、2.5、6.3和8.9.上述实验结果说明M-BC能显著提高Fe（VI）在碱性条件下对污染物的降解效能，对环境pH值也有更好的适应性.

2.5 M-BC/Fe（VI）体系降解天然水体中SMX效能

2.5.1 天然有机物对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响

许多研究表明，水体中腐殖酸（HA）等天然有机物会与目标污染物竞争消耗活性氧化基团，导致污染物去除率降低^[27,33-34].因此，实验中探究了1，5，10mg/L的HA对M-BC/Fe（VI）体系降解SMX的影响.结果如图8（a）所示，当HA初始浓度为1mg/L时，M-BC/Fe（VI）体系对SMX的降解率不仅未被抑制，反而略有提升，20min内SMX去除率达到100%.最近，Guo等^[35]研究发现，HA中存在少量酚类的富电子基团可以作为还原剂，在碱性条件下可以催化Fe（VI）生成更多的中间价态Fe（V）/Fe（IV），进而提高对目标污染物的去除效果.但是当HA的浓度增大至5mg/L时，过多的还原性有机质开始与SMX竞争Fe（VI）与中间态Fe（V）/Fe（IV），微弱抑制SMX的降解.随着HA初始浓度继续增大至10mg/L，M-BC/Fe（VI）体系对SMX的降解受到了明显抑制，20min时降解率只有48%.上述结果表明，在天然有机物浓度较大条件下，M-BC/Fe（VI）体系的氧化能力会受到抑制，但在中低浓度的天然有机物背景下M-BC/Fe（VI）体系可以高效降解新污染物.

2.5.2 M-BC/Fe（VI）体系降解实际水体中SMX的效能

以济南市黑虎泉泉水和黄河水作为实际水体，进一步考察了M-BC/Fe（VI）体系降解实际水体中SMX的效能，实验结果如图8（b）所示.与配水中降解效能相比，在泉水中M-BC/Fe（VI）体系对SMX的去除率提高到100%，而在黄河水中SMX的去除率降低到83.7%.不同水体中SMX降解效能的差异可能是由于泉水和黄河水中天然有机物含量的不同所导致，黑虎泉泉水和黄河水中的总有机碳浓度分别为0.85和4.32mg/L.泉水中少量的天然有机物可能会还原Fe（VI）生成中间态Fe（V）/Fe（IV），促进SMX的降解，而黄河水中天然有机物含量较多，会竞争消耗体系中的中间态Fe（V）/Fe（IV），而导致SMX的去除率略有降低.上述实验结果表明：M-BC/Fe（VI）体系能有效去除地表水和地下水中SMX.

3 结论

收起

3.1 与单独Fe（VI）相比，M-BC/Fe（VI）强化体系能够高效地去除PPL、BPS、4-CP、CBZ、SMX.通过抑制剂、探针化合物等实验证明，在M-BC/Fe（VI）体系中主要的活性物种是中间态Fe（V）/Fe（IV）.FT-IR分析表明，M-BC表面的还原性官能团酚羟基可以与Fe（VI）反应诱导生成中间态Fe（V）/Fe（IV）.

3.2 M-BC/Fe（VI）体系对SMX的降解能力随着Fe（VI）与M-BC的投加量增加而增强.强化体系氧化能力在碱性条件下有一定下降，但仍然明显优于单Fe（VI）体系，对SMX有较高的降解率.

3.3 HA在初始浓度较低时对M-BC/Fe（VI）体系降解新污染物有一定的强化效果，但在高浓度下与目标污染物竞争活性物种，降低M-BC/Fe（VI）体系对目标污染物的降解效能.

基金

收起

中国博士后科学基金资助面上项目(2022M711313)
国家自然科学基金资助项目(52100088)
国家自然科学基金资助项目(52300089)
山东省博士后创新项目(SDCX-ZG-202202002)
山东省中小企业创新能力提升项目(2023TSGC0313)

参考文献

收起

文献

收起

参考文献引证文献

排序方式：

[1]

Shahid

M K

，Kashif

，Fuwad

，et al. Current advances in treatment technologies for removal of emerging contaminants from water - A critical review [J]. Coordination Chemistry Reviews，2021，442:213993.

[2]

Tran

N H

，Reinhard

，Gin

K Y H

. Occurrence and fate of emerging contaminants in municipal wastewater treatment plants from different geographical regions-a review [J]. Water Research，2018，133:182-207.

[3]

Saxena

，Hiwrale

，Das

，et al. Profiling of emerging contaminants and antibiotic resistance in sewage treatment plants: An Indian perspective [J]. Journal of Hazardous Materials，2021，408:124877.

[4]

Archer

，Petrie

，Kaspezyk-hordern

，et al. The fate of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs)，endocrine disrupting contaminants (EDCs)，metabolites and illicit drugs in a WWTW and environmental waters [J]. Chemosphere，2017，174:437-446.

[5]

邵天华，贲伟伟，苏都，等. 城市污水处理厂污水及污泥中典型药物及其代谢产物的定量检测[J]. 环境科学学报，2020，40(6):2136-2141.

Shao

T H

，Ben

W W

，Su

，et al. Quantitative determination of typical drugs and their metabolites in sewage and sludge from municipal sewage treatment plant [J]. Journal of Environmental Sciences，2020，40(6):2136-2141.

[6]

Sharma

V K

，Chen

，Zboril

. Review on High Valent Fe^VI (Ferrate): A sustainable green oxidant in organic chemistry and transformation of pharmaceuticals [J]. ACS Sustainable Chemistry & Engineering，2015，4(1):18-34.

[7]

Sun

，Liu

，Ma

，et al. Transformation of substituted anilines by ferrate(VI): Kinetics，pathways，and effect of dissolved organic matter[J]. Chemical Engineering Journal，2018，332:245-252.

[8]

，Liu

，Tian

，et al. A comparative study on the oxidation mechanisms of substituted phenolic pollutants by ferrate(VI) through experiments and density functional theory calculations [J]. Environmental Science & Technology，2022，57:10629-10639.

[9]

，Jiao

，Sun

，et al. Removal of microorganic pollutants in aquatic environment: The utilization of Fe(VI) [J]. Journal of Environmental Management，2022，316:115328.

[10]

Luo

，Zhang

，Zhou

，et al. Graphite (GP) induced activation of ferrate(VI) for degradation of micropollutants: The crucial reduction role of carbonyl groups on GP surface [J]. Journal of Hazardous Materials，2022，434:128827.

[11]

Wang

，Du

，Liu

，et al. How should we activate ferrate(VI)? Fe(IV)and Fe(V) tell different stories about fluoroquinolone transformation and toxicity changes [J]. Environmental Science & Technology，2024，58(10):4812-4823.

[12]

Zhang

，Zhu

，Li

，et al. Combination of peroxymonosulfate and Fe(Ⅵ)for enhanced degradation of sulfamethoxazole: The overlooked roles of high-valent iron species [J]. Chemical Engineering Journal，2023，453.

[13]

Zhang

，Luo

，Zhou

，et al. Enhanced ferrate(VI)) oxidation of sulfamethoxazole in water by CaO₂: The role of Fe(IV) and Fe(V) [J]. Journal of Hazardous Materials，2022，425:128045.

[14]

Shu

，Xu

，Zhang

，et al. Insight into the mechanism of ferrate(VI)activation by mineral zincite for carbamazepine degradation: Role of Fe(V) species and free radical induction [J]. Chemical Engineering Journal，2023，473.

[15]

Shao

，Dong

，Sun

，et al. Role of ferrate(IV) and ferrate(V) in activating ferrate(VI) by calcium sulfite for enhanced oxidation of organic contaminants [J]. Environmental Science & Technology，2019，53(2):894-902.

[16]

，Fu

，Lin

，et al. Fe(VI) activation system mediated by a solar-driven TiO₂ nanotubes electrode for CLQ degradation: Performances，mechanisms and pathways [J]. Journal of Hazardous Materials，2023，452:131274.

[17]

Pan

，Feng

，Mcdonald

T J

，et al. Enhanced ferrate(VI) oxidation of micropollutants in water by carbonaceous materials: Elucidating surface functionality [J]. Chemical Engineering Journal，2020，398.

[18]

Sun

，Jiang

，Qiu

，et al. Activation of ferrate by carbon nanotube for enhanced degradation of bromophenols: Kinetics，products，and involvement of Fe(V)/Fe(IV) [J]. Water Research，2019，156:1-8.

[19]

Cao

，Jiang

，Kang

，et al. Enhancing degradation of atrazine by Fe-phenol modified biochar/ferrate(VI) under alkaline conditions: Analysis of the mechanism and intermediate products [J]. Chemosphere，2021，285:131399.

[20]

Zhao

，Huang

，Wang

，et al. Highly efficient utilization of ferrate(VI) oxidation capacity initiated by Mn(II) for contaminant oxidation: Role of manganese species [J]. Environmental Science & Technology，2023，57(6):2527-2537.

[21]

Shao

，Deng

，Dong

，et al. Iron(III)-(1，10-Phenanthroline)complex can enhance ferrate(VI) and ferrate(V) oxidation of organic contaminants via mediating electron transfer [J]. Environmental Science & Technology，2023，57(44):17144-17153.

[22]

Chen

，Chen

，Chiu

，et al. Silver particles deposited onto magnetic carbon nanofibers as highly active catalysts for 4-nitrophenol reduction [J]. Applied Catalysis B: Environmental，2022，315:121596.

[23]

Wang

，Ni

，Wang

，et al. MOF Derived Co-Fe nitrogen doped graphite carbon@crosslinked magnetic chitosan micro-nanoreactor for environmental applications: Synergy enhancement effect of adsorption-PMS activation [J]. Applied Catalysis B: Environmental，2022，319:121926.

[24]

Huang

，Zhang

. Direct electron-transfer-based peroxymonosulfate activation by iron-doped manganese oxide (delta-MnO₂) and the development of galvanic oxidation processes (GOPs) [J]. Environmental Science & Technology，2019，53(21):12610-12620.

[25]

Yin

，Guo

，Du

，et al. Heteroatoms doped graphene for catalytic ozonation of sulfamethoxazole by metal-free catalysis: Performances and mechanisms [J]. Chemical Engineering Journal，2017，317:632-639.

[26]

Huang

，Wang

，Liu

，et al. Ferrate self-decomposition in water is also a self-activation process: Role of Fe(V) species and enhancement with Fe(III) in methyl phenyl sulfoxide oxidation by excess ferrate [J]. Water Research，2021，197:117094.

[27]

Yang

，Wu

，Mai

，et al. Activation of ferrate(VI) by sulfite for effectively degrading iodinated contrast media and synchronously controlling I-DBPs formation [J]. Chemical Engineering Journal，2022，442:136011.

[28]

Tan

，Yu

，Mei

，et al. Simultaneous removal of nitrobenzene，benzoic acid，flunixin meglumine and aspirin by CaO₂/Fe(III) system: Enhanced degradation by crystal boron [J]. Separation and Purification Technology，2022，303.

[29]

Zheng

，Xu

，Qiu

，et al. Iron-doped carbon nanotubes with magnetic enhanced Fe(VI) degradation of arsanilic acid and inorganic arsenic: Role of intermediate iron species and electron transfer [J]. Environmental Research，2024，244:117849.

[30]

Huang

，Zhang

，Wang

，et al. Enhancement of persulfate activation by Fe-biochar composites: Synergism of Fe and N-doped biochar [J]. Applied Catalysis B: Environmental，2022，303:120926.

[31]

Tian

，Wang

，Liu

，et al. Degradation of organic pollutants by ferrate/biochar: Enhanced formation of strong intermediate oxidative iron species [J]. Water Research，2020，183:116054.

[32]

孙绍芳. Fe(VI)和Fe(VI)/Na₂SO₃体系氧化胺类污染物效能与机理[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学，2018.

Sun

S F

. Efficiency and mechanism of oxidizing amine pollutants in Fe(VI) and Fe(VI)/Na₂SO₃ systems [D]. Harbin: Harbin Institute of Technology，2018.

[33]

Fan

，Ding

，Zhao

，et al. Degradation of p-arsanilic acid and simultaneous in-situ removal of arsenic species with ferrate(VI): Kinetics，intermediate and degradation pathway [J]. Chemical Engineering Journal，2018，350:453-462.

[34]

Dong

，Qiang

，Liu

，et al. Oxidation of iopamidol with ferrate(Fe(VI)): Kinetics and formation of toxic iodinated disinfection by-products [J]. Water Research，2018，130:200-207.

[35]

Guo

，Wang

，Sathiyan

，et al. Enhanced oxidation of antibiotics by ferrate mediated with natural organic matter: Role of phenolic moieties[J]. Environmental Science & Technology，2023，57(47):19033-19042.

2025年第45卷第1期

PDF下载

引用本文

BibTeX

文章信息

接收时间：2024-05-10
首发时间：2026-03-18
出版时间：2025-01-20

补充材料

相关文章

文章信息

作者

出版历史

收稿日期：2024-05-10

基金

中国博士后科学基金资助面上项目(2022M711313)

国家自然科学基金资助项目(52100088)

国家自然科学基金资助项目(52300089)

山东省博士后创新项目(SDCX-ZG-202202002)

山东省中小企业创新能力提升项目(2023TSGC0313)

作者信息

^1.青岛理工大学环境与市政工程学院，山东青岛 266520

^2.济南大学水利与环境学院，山东济南 250022

^3.济南大学土木建筑学院，山东济南 250022

^4.山东省功能材料水质净化工程技术研究中心，山东济南 250022

^5.山东城市建设职业学院，山东济南 250103

^6.山东建筑大学市政与环境学院，山东济南 250101

通讯作者:

*责任作者，副教授，shizhengujn@163.com

参考文献

分享链接

https://castjournals.cast.org.cn/joweb/zghjkx/CN/1241049968685937599

分享至

全文二维码

扫描看全文

引用本文

BibTeX

本文的引用情况

2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

关闭全屏

BibTeX
EndNote
RefWorks
TxT