當(dāng)前我國(guó)經(jīng)濟(jì)和社會(huì)正呈現(xiàn)飛速發(fā)展的趨勢(shì)，新能源行業(yè)的化學(xué)品需求日益遞增，其中產(chǎn)生了大量的廢水，且具有可生化性差、成分復(fù)雜，含有難降解有毒有機(jī)成分，如多環(huán)芳烴、酚類(lèi)、硝基苯類(lèi)等，有的甚至?xí)掳�、致畸變、致突變等作用，如未�?jīng)有效處理排放，將對(duì)環(huán)境尤其是水環(huán)境造成嚴(yán)重的威脅和危害。處理廢水的傳統(tǒng)方法有物理法、化學(xué)法、生物法、吸附法等，這些方法雖對(duì)多數(shù)工業(yè)廢水具有一定的處理效果，但無(wú)法滿足此類(lèi)廢水處理的技術(shù)和經(jīng)濟(jì)要求，使得當(dāng)前有機(jī)廢水處理技術(shù)面臨新的挑戰(zhàn)。因此，研發(fā)新的水處理技術(shù)對(duì)于我國(guó)新能源化學(xué)品行業(yè)的可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要。
針對(duì)有機(jī)廢水可生化性差以及存在相對(duì)分子質(zhì)量從幾千到幾萬(wàn)的大分子有機(jī)物，高級(jí)氧化法(advancedoxidationprocess,AOPs)以產(chǎn)生具有強(qiáng)氧化能力的羥基自由基(·OH)和過(guò)氧自由基(O2−)為特點(diǎn)，可直接將其礦化或通過(guò)一系列的氧化反應(yīng)使其斷鏈后來(lái)提高污染物的可生化性。根據(jù)產(chǎn)生自由基的方式和反應(yīng)條件的不同，AOPs可分為光化學(xué)氧化、催化濕式氧化、聲化學(xué)氧化、臭氧氧化、電化學(xué)氧化、Fenton氧化等。其中，電化學(xué)高級(jí)氧化技術(shù)穩(wěn)定性強(qiáng)、適用運(yùn)行條件廣泛、操作簡(jiǎn)單且在運(yùn)行過(guò)程中不需要使用額外的藥劑，只需要利用電能運(yùn)行，運(yùn)行成本低，是一種綠色、環(huán)保的技術(shù)。WANG等采用電沉積技術(shù)制備了銦摻雜的鈦基二氧化鉛電極(Ti/In-PbO2)，用于電化學(xué)降解頭孢氨芐(cefalexin,CLX)，結(jié)果表明CLX在Ti/InPbO2陽(yáng)極上的電化學(xué)降解速率常數(shù)比在原始Ti/PbO2電極上高出1.93倍。電催化氧化是在外加電壓條件下發(fā)生氧化還原反應(yīng)產(chǎn)物羥基自由基來(lái)降解有機(jī)物的方法。傳統(tǒng)的二維電催化氧化是在陽(yáng)極表面的電催化作用下或在由電場(chǎng)作用而產(chǎn)生的自由基作用下使有機(jī)物氧化。但在實(shí)際應(yīng)用中，存在電極比表面體積較小、電流效率低、能耗高等問(wèn)題，阻礙了電化學(xué)技術(shù)的應(yīng)用發(fā)展。三維電催化氧化是1種改進(jìn)型的電化學(xué)氧化技術(shù)，其在主電極板間填充具有特異催化功能和導(dǎo)電性能的碳基催化劑顆粒，極板通電后催化劑顆粒間可形成復(fù)極性粒子電極，從而在主電極間形成很多微小的電解氧化單元，每個(gè)催化劑顆粒上分別地進(jìn)行氧化還原反應(yīng)。與傳統(tǒng)的二維電催化氧化技術(shù)相比，三維電催化氧化技術(shù)可顯著提高電極活性面積，具有氧化性強(qiáng)、傳質(zhì)傳熱效率高、液固相間接觸好、時(shí)空產(chǎn)率高、電耗低等優(yōu)點(diǎn)，因此，逐漸得到了研究者的重視，現(xiàn)已被應(yīng)用于酚類(lèi)、偶氮類(lèi)染料、硝基苯類(lèi)、油類(lèi)和其他化合物等有機(jī)廢水的處理。在活性炭和炭黑等載體上，負(fù)載貴金屬、過(guò)渡金屬可大幅提高電催化活性與穩(wěn)定性，目前研究較多金屬催化劑有Mn、Ce、Fe等催化劑，雙金屬催化劑有Pt-Ru，Pt-Au等體系。
丁紅等采用廢鐵屑作為填充材料在三維反應(yīng)器構(gòu)建廢鐵屑—Ti(RuO2)三維體系，用于降解低C/N比、高氮/磷比的污廢水，在施加10V電壓，在填充30%體積鐵、Cl−與NH4+(摩爾比為4∶1)的條件下，NH4+-N、TN和TP的去除率分別為96.8%、93.4%和98.1%。覃琴等構(gòu)建了Mn-Sn-Ce/GAC顆粒電極三維電催化體系，在硫酸鈉的濃度50mmol·L−1、陰陽(yáng)極板間距2cm、電流1.3A、顆粒電極質(zhì)量為17.3g、電解時(shí)間為10min時(shí)，廢水中的4-氯酚去除率達(dá)到了96.11%。石俊秋等采用浸漬法制備了Ni摻雜Sb-SnO2微孔陶瓷環(huán)粒子電極，進(jìn)一步探究顆粒對(duì)磺胺嘧啶的礦化能力，在pH為8、NaCl濃度為0.02mol·L−1、電流密度為15mA·cm−2、顆粒電極投加質(zhì)量為15g時(shí)，電解15min后磺胺嘧啶可完全被去除，電解3h，TOC去除率達(dá)到了80.8%，比二維電極高出17.6%。由上述研究結(jié)果可知，三維電催化氧化技術(shù)作為1種新型的高級(jí)氧化技術(shù)，在高難廢水的處理上顯示出優(yōu)勢(shì)和潛力。
基于鐵、錳對(duì)電極表面活性氧產(chǎn)生具有良好催化活性的特點(diǎn)，本研究以石墨為陽(yáng)極，鋼板為陰極，主電極板間填充鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑顆粒，進(jìn)行三維電催化氧化去除高濃度有機(jī)廢水。通過(guò)表征分析催化劑的表面特征，研究了催化劑組成、工藝參數(shù)對(duì)電催化氧化性能的影響，并考察了催化劑的穩(wěn)定性及處理實(shí)際廢水的電催化氧化性能，以為新能源工業(yè)中出現(xiàn)的難降解乙腈有機(jī)的處理提供技術(shù)支持。
1、材料與方法
1.1 試劑和材料
三乙胺、乙腈、氫氧化鈉等均購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司，所有藥品均為分析純。實(shí)驗(yàn)配置乙腈模擬廢水(500mg·L−1)，而實(shí)際廢水采自龍巖市某新能源材料有限公司的有機(jī)廢水，淡黃色，主要污染物為三乙胺、乙腈、碳酸甲乙酯以及氟化物等，pH為7.35，鹽度為7.4ng·L−1，COD為34100mg·L−1，氟離子質(zhì)量濃度267.9mg·L−1，氨氮質(zhì)量濃度為29.6mg·L−1。
1.2 催化劑制備
先制備活性炭載體，向500mL的具塞錐形瓶中加入100g粉末活性炭，隨后加入250mL45%硝酸溶液，在65°C水浴鍋中加熱冷凝回流5h。隨后，采用浸漬煅燒法制備鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑，對(duì)不同配比的乙酸錳和乙酸亞鐵前驅(qū)液中滴加氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH為12~13，并在65°C水浴鍋中陳化24h。反應(yīng)完成后，用去離子水洗滌過(guò)濾所得固體產(chǎn)物數(shù)次，于102°C烘干至恒重，最后氮?dú)獾臍夥障略谠O(shè)定溫度下加熱3h得到鐵錳雙金屬催化劑。
1.3 實(shí)驗(yàn)裝置及方法
三維催化氧化實(shí)驗(yàn)在1L的反應(yīng)槽中進(jìn)行(圖1)，電源為SS—6030KDS，電源電壓控制為24V。采用石墨電極板為陽(yáng)極，鋼板電極板為陰極，極板間距控制為9.5cm，主電極板間填充鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑顆粒，其體積為總反應(yīng)槽30%。
取600mL水樣置于反應(yīng)水槽中，打開(kāi)電源，反應(yīng)時(shí)間為60min。定時(shí)取樣(5~10min)，靜置后取上清液測(cè)定。確定了催化劑最佳條件后，電極中填充催化劑顆粒。每次實(shí)驗(yàn)結(jié)束排空廢水后，在催化氧化裝置中加入去離子水曝氣洗滌催化劑顆粒以去除表面吸附的有機(jī)物排水，不更換反應(yīng)槽內(nèi)的催化劑進(jìn)行連續(xù)實(shí)驗(yàn)以分析催化材料的穩(wěn)定性。pH采用PHS-25型酸度計(jì)測(cè)定，COD采用化學(xué)需氧量快速測(cè)定儀5B-3C測(cè)定，氟離子質(zhì)量濃度采用氟離子濃度計(jì)PFS-215測(cè)定，氨氮采用紫外分光光度計(jì)T6新世紀(jì)測(cè)定，廢水中乙腈的濃度采用高效液相色譜儀(Agilent8090型，美國(guó)Agilent公司)測(cè)定。
1.4 表征方法
采用多站擴(kuò)展式比表面與孔隙度分析儀(ASAP2460型，美國(guó)Micromeritics公司)分析催化劑孔隙結(jié)構(gòu)；采用透射電子顯微鏡(transmissionelectronmicroscope,TEM)(JEM-2100F型，日本電子株式會(huì)社)對(duì)催化劑表面的微觀形貌進(jìn)行觀察；采用X射線電子能譜儀(ScientificK-Alpha型，美國(guó)Thermo公司)分析催化劑組成元素的化合價(jià)狀態(tài)。
2、結(jié)果與討論
2.1 催化劑表征結(jié)果
圖2為鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑樣品的TEM圖。由圖2可以看出，該催化劑樣品主要呈規(guī)整的球形形貌，晶格條紋清晰規(guī)整，可觀測(cè)到晶格條紋間距為0.295、0.298、0.486nm，分別對(duì)應(yīng)Fe2O3(110)、Mn3O4(220)、Mn3O4(111)晶面。由表1可知，鐵錳雙金屬改性后催化劑比表面積顯著提升(由635.6m²·g−1升至861m2·g−1)，其中微孔比表面積(679m2·g−1)占比高。
鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑的X射線衍射(x-raysdiffraction,XRD)表征結(jié)果如圖3所示�？梢�(jiàn)，在25°、44°出現(xiàn)的衍射峰分別對(duì)應(yīng)無(wú)序石墨碳(002)晶面、石墨碳(101)晶面；鐵錳改性后出現(xiàn)的尖銳衍射峰與標(biāo)準(zhǔn)卡片Fe2O3(PDF#40-1139)、MnO(PDF#07-0230)、Mn3O4(PDF#24-0734)高度匹配，表明鐵錳雙金屬以Fe2O3、MnO、Mn3O4晶體形態(tài)負(fù)載于活性炭表面，結(jié)晶度良好，這與XPS表征結(jié)果一致。以上結(jié)果表明Fe-Mn雙金屬已成功負(fù)載在活性炭表面。樣品的吸附等溫線如圖4所示�？梢�(jiàn)，N2吸附解吸等溫線屬于第Ⅳ類(lèi)吸附脫附曲線，在中壓到高壓區(qū)出現(xiàn)H4型回滯環(huán)。在吸脫附等溫線突躍段的陡峭程度表明樣品存在微孔/介孔結(jié)構(gòu)，且介孔孔徑分布均一。
催化劑樣品中元素化合價(jià)態(tài)的XPS表征結(jié)果如圖5所示。結(jié)果表明，C1s譜圖中283.2eV和284.1eV分別對(duì)應(yīng)碳化物和石墨碳，284.5eV對(duì)應(yīng)醇(-OH)和醚(C—O—C)官能團(tuán)，而286.9eV和290.1eV分別對(duì)應(yīng)羰基(C＝O)和震激伴峰(π—π*)�；钚蕴勘砻娓缓煌问降暮豕倌軋F(tuán)與其他形式的碳化物。在樣品的Mn2p譜中位于641.52eV和652.72eV處的特征峰分別歸屬于Mn4+2p3/2和Mn4+2p1/2，位于643.33eV和654.53eV處的特征峰分別歸屬于Mn2+2p3/2和Mn2+2p1/2，表明Mn以Mn2+和Mn4+價(jià)態(tài)存在；O1s譜中位于530.93、532.13、533.45eV處的特征峰分別歸屬于晶格氧、吸附氧和表面羥基氧。表面羥基和晶格氧均是活性氧，將在電催化氧化反應(yīng)中起重要作用。此樣品中吸附氧占比較高，說(shuō)明雙金屬改性有利于增加氧空位，通過(guò)陰離子空穴吸附氧氣從而生成了一系列氧化物的中間產(chǎn)物，使得表面吸附氧濃度有所升高。與晶格氧相比，吸附氧和氧空位在氧化還原反應(yīng)過(guò)程中可展示出更好的催化活性，有利于提升電催化氧化能力。
2.2 電催化氧化性能的影響因素考察
1)催化劑煅燒溫度、組成及投加量對(duì)電催化氧化效果的影響。
由于乙腈是該廢水廠的主要成分，為了理清楚催化劑在催化氧化中的作用，配置乙腈溶液(500mg·L−1)作為測(cè)試水樣模擬廢水，初始pH為7，投加300mg·L−1的催化劑顆粒質(zhì)量。不同Fe/Mn摩爾配比(3∶1、2∶1、1∶1、1∶2、1∶3)對(duì)催化劑電催化氧化效果的影響如圖6(a)所示。由圖6(a)可以看出，乙腈的去除效率隨著電催化氧化時(shí)間的增加而增大。在沒(méi)有活性炭催化劑的作用下，電化學(xué)氧化60min，乙腈的去除率僅為42.0%。隨著催化劑初始Fe/Mn比例從3∶1提升到1∶2，Mn的含量逐漸增加，電催化氧化效果增強(qiáng)。結(jié)果說(shuō)明Mn與Fe相比具有更高的催化氧化能力，但Mn的比例繼續(xù)增加，則去除效果有所降低，最佳Fe/Mn摩爾配比為1∶2，經(jīng)過(guò)60min電催化氧化后乙腈去除率為96.0%。
不同煅燒溫度會(huì)顯著影響活性炭表面前驅(qū)體物種分解與鐵錳氧化物晶體結(jié)構(gòu)，從而影響催化劑活性。主要考察了4個(gè)煅燒溫度(350、450、550、650°C)對(duì)電催化氧化效果的影響，結(jié)果如圖6(b)所示�？梢�(jiàn)，當(dāng)煅燒溫度處于350~550°C時(shí)，提升煅燒溫度能顯著提升催化效果，在550°C時(shí)去除效果最好，經(jīng)過(guò)60min電催化氧化后乙腈去除率達(dá)到96%；而進(jìn)一步提升煅燒溫度至650°C時(shí)則引發(fā)催化效果下降，推測(cè)催化劑出現(xiàn)了燒結(jié)現(xiàn)象，晶體微粒團(tuán)聚或孔結(jié)構(gòu)坍塌導(dǎo)致了活性位點(diǎn)減少，活性下降。
催化劑的投加量對(duì)電催化效果的影響如圖6(c)所示。隨著投加量的增加，去除速率和去除效率均有所增加，當(dāng)催化劑的投加量達(dá)到300mg·L−1時(shí)，去除效率已較快，繼續(xù)增加催化劑的投加量對(duì)效率提升不明顯。這是因?yàn)榉磻?yīng)器空間有限，過(guò)多的投加量也會(huì)影響溶液中自由基的產(chǎn)生數(shù)量，導(dǎo)致自由基猝滅。因此，最佳投加量定為300mg·L−1。
2)工藝參數(shù)對(duì)電催化氧化效果的影響。
確定好催化劑組成、煅燒溫度和投加量后，繼續(xù)考察工藝參數(shù)對(duì)電催化氧化的影響。首先測(cè)定不同運(yùn)行電壓(0~50V)且反應(yīng)時(shí)間為60min時(shí)，電催化氧化反應(yīng)器中進(jìn)出口乙腈濃度的變化情況，結(jié)果如圖7所示�？梢�(jiàn)，隨著電壓的增大，出水的乙腈的濃度明顯下降，其去除率逐漸增大。當(dāng)電壓為24V時(shí)，乙腈的去除率達(dá)到95.1%，隨后繼續(xù)增大電壓，去除率增加幅度不大。結(jié)果說(shuō)明，增大電壓有利于乙腈的去除，這是因?yàn)樵陔姌O板間距不變的情況下，增大電壓，極板間的電場(chǎng)強(qiáng)度增大，有利于形成·OH，提高體系的氧化能力。但繼續(xù)增加電壓并無(wú)法使得乙腈去除率大幅提高，這是由于廢水中可通過(guò)電催化氧化斷鏈或被氧化的有機(jī)物有限，而且高電壓將增加能耗。因此，結(jié)合去除效率及節(jié)能的目標(biāo)，最終選擇24V電壓為最佳反應(yīng)電壓，此時(shí)，電流約為1A。
分別用H2SO4和NaOH調(diào)節(jié)廢水的pH，考察不同初始pH下電催化氧化處理廢水效果，乙腈去除率變化情況如圖8所示�？梢�(jiàn)，隨著pH從4.5增加至7，乙腈去除率逐漸增加，整體上酸性條件下電催化氧化處理廢水乙腈的效果都比較好，乙腈去除效率均超過(guò)63%。隨后繼續(xù)增加pH，乙腈去除率大幅下降。文獻(xiàn)研究表明酸性條件有利于·OH的產(chǎn)生，因此可保證高效的乙腈去除率。從實(shí)驗(yàn)結(jié)果可確定本體系的最佳反應(yīng)初始pH為7，而實(shí)驗(yàn)所用廢水pH為7.35，接近最佳的pH范圍，無(wú)需進(jìn)行pH調(diào)節(jié)，便于實(shí)際操作。
在無(wú)電壓情況，直接進(jìn)行曝氣，隨著曝氣強(qiáng)度的增加，乙腈去除率逐漸增加。這是因?yàn)閺U水中含有易揮發(fā)的有機(jī)物，增大曝氣流量將加速易揮發(fā)氣體的揮發(fā)，導(dǎo)致廢水中乙腈濃度的下降。隨后在電壓24V下，考察不同曝氣強(qiáng)度對(duì)電催化氧化廢水乙腈除效果的影響，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表2所示。可見(jiàn)，隨著曝氣強(qiáng)度的增大，乙腈去除率逐漸增大。但曝氣強(qiáng)度從4L·min−1升至5L·min−1時(shí)，乙腈去除率增加不大，僅從96.1%提升至96.6%。隨后繼續(xù)增加曝氣強(qiáng)大，乙腈去除率卻明顯下降。適當(dāng)曝氣，充足的氧氣有利于·OH的生成，催化氧化效率最高。過(guò)度曝氣，填料受到擾動(dòng)導(dǎo)致吸附在活性炭催化劑上的有機(jī)物重新釋放到水相中，造成乙腈去除率下降。
2.3 三維電催化氧化穩(wěn)定性
確定了催化劑組成、電催化氧化參數(shù)后，分析電催化氧化的穩(wěn)定性。首先，在最佳實(shí)驗(yàn)條件下，重復(fù)5次實(shí)驗(yàn)，考察電催化氧化降解乙腈廢水的穩(wěn)定性，結(jié)果圖9所示。可見(jiàn)，隨著循環(huán)次數(shù)的增加，乙腈的去除率有輕微的下降，5次循環(huán)后，乙腈經(jīng)過(guò)60min反應(yīng)的去除率從最初的96.0%下降為88.7%，仍然是保持較高的去除能力。這可能是因?yàn)槎啻窝h(huán)實(shí)驗(yàn)，水中的有機(jī)物被吸附在催化劑的表面導(dǎo)致活性位點(diǎn)降低，最終輕微影響催化作用。整體上，本文制備的催化劑保持很好的穩(wěn)定性，具有一定的應(yīng)用潛力。
2.4 三維電催化氧化處理實(shí)際廢水的能力
除了模擬廢水外，也考察三維電催化氧化對(duì)實(shí)際廢水的去除情況，廢水取自龍巖市某新能源材料有限公司的有機(jī)廢水。該廢水主要污染物為三乙胺、乙腈、碳酸甲乙酯以及氟化物等，pH為7.35，鹽度為7.4ppt，COD為34100mgL−1，氟離子質(zhì)量濃度267.9mgL−1，氨氮質(zhì)量濃度為29.6mgL−1。對(duì)比了電化學(xué)氧化、催化劑、電化學(xué)催化氧化3種情況下該有機(jī)廢水的去除效果。不同氧化方法對(duì)該廢水COD的去除效果如圖10(a)所示。結(jié)果表明，鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑(未加電壓)和電化學(xué)氧化(未加催化劑)去除COD的效果均較弱，60min后，廢水的COD仍然接近26000mgL−1；三維電催化氧化去除COD的效果最佳，反應(yīng)剛開(kāi)始溶液的COD就明顯下降，最終COD接近12000mgL−1。從結(jié)果可知，電催化氧化的效率高于電化學(xué)氧化和催化劑氧化之和，說(shuō)明電催化氧化對(duì)于該化工廢水的破鏈或有機(jī)物礦化有明顯的作用。
為了理清楚各種方法對(duì)于該化工廢水其他指標(biāo)的去除情況，分別測(cè)試了不同方法下pH、氟離子質(zhì)量濃度和NH4+的變化，結(jié)果如圖10(b)~(d)所示，這3種不同的方法對(duì)該有機(jī)廢水各指標(biāo)的去除效果不一。不同氧化方法對(duì)該廢水pH的影響如圖10(b)所示。結(jié)果表明，不同的氧化方法都會(huì)促使溶液pH升高，但上升趨勢(shì)不一。電催化氧化過(guò)程，溶液的pH明顯上升但隨著反應(yīng)的進(jìn)行又有所回落。高pH條件不利于氧化反應(yīng)的進(jìn)行，這是因?yàn)楦?/span>pH不利于HO·等氧化性中間物種的生成，并且將促使陽(yáng)極表面析氧電位降低，易于發(fā)生析氧副反應(yīng)，減弱了電解效率。
不同氧化方法對(duì)廢水中氟離子的去除效果如圖10(c)所示。結(jié)果表明，在催化劑、電化學(xué)氧化處理的條件下，氟離子濃度隨著反應(yīng)時(shí)間的增加呈先降低后升高甚至最終接近初始值的趨勢(shì)，而隨著電催化氧化的進(jìn)行不斷降低，反應(yīng)60min后，氟離子質(zhì)量濃度由298mgL−1降至181.2mgL−1，去除率為32.4%。這是因?yàn)殡姶呋夹g(shù)的強(qiáng)氧化還原能力促使氟離子在反應(yīng)極板上析出，從而導(dǎo)致溶液中的氟離子濃度有所降低。
不同氧化方法對(duì)該廢水氨氮的去除效果如圖10(d)所示。其中，催化劑的氧化能力促使溶液氨氮濃度略有降低；電化學(xué)氧化過(guò)程，氨氮質(zhì)量濃度隨著反應(yīng)時(shí)間的增加大增大；在電催化氧化中，氨氮質(zhì)量濃度先增加后降低。有研究表明，電化學(xué)氧化過(guò)程中，通過(guò)·OH氧化去除氨氮作用甚微。相反，電化學(xué)氧化過(guò)程，有利于有機(jī)物的斷鏈或礦化，因此，可能將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成無(wú)機(jī)氮，因此，會(huì)導(dǎo)致溶液中氨氮質(zhì)量濃度的增加。而催化劑本身具有吸附能力，可略微降低溶液中的氨氮。電催化氧化綜合兩者的優(yōu)勢(shì)，可在分解有機(jī)物的同時(shí)，略微降低氨氮。綜上所述，三維電催化氧化綜合了電化學(xué)氧化和催化劑催化氧化的優(yōu)勢(shì)，具有高效去除高濃度有機(jī)廢物的能力，可為當(dāng)下高難有機(jī)廢水的降解提供新的技術(shù)。
3、結(jié)論
1)鐵錳雙金屬改性活性炭催化劑具有較高的比表面積和孔容，且由于雙金屬改性有利于增加氧空位，使得表面吸附氧濃度升高，有利于催化氧化反應(yīng)的進(jìn)行。
2)當(dāng)鐵錳初始比例為1∶2、煅燒溫度為550oC、催化劑投加量為300mg·L−1、電壓為24V、初始pH為7、曝氣量為4L·min−1時(shí)，三維電催化在氧化反應(yīng)60min時(shí)處理效果最佳，乙腈去除率可達(dá)到96.1%。且5次廢水循環(huán)處理實(shí)驗(yàn)后，仍能保持88.7%的乙腈去除率，說(shuō)明本催化氧化體系具有高效、穩(wěn)定去除有機(jī)廢水的能力。
3)利用該三維電催化氧化處理實(shí)際氟化工廢水證明該技術(shù)不僅有礦化有機(jī)物的能力，也能去除部分氨氮、調(diào)整pH，其具有一定的應(yīng)用前景。（來(lái)源：福建省廈門(mén)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，廈門(mén)科林爾環(huán)�？萍加邢薰救A僑大學(xué)化工學(xué)院，華僑大學(xué)材料與工程學(xué)院）
