2. 江西水利职业学院, 江西 南昌 330013;
3. 江西饮用水安全重点实验室, 江西 南昌 330013
2. Jiangxi Water Resources Institute, Nanchang 330013, China;
3. Jiangxi Province Key Laboratory of Drinking Water Safety, Nanchang 330013, China
近年来，抗生素由于毒性较大，威胁着生态系统和人类健康[1]。其中，四环素(tetracyclines, TC)类抗生素在我国医药行业和养殖业中广泛使用，因易溶解性及难降解性，对整个生态系统造成了严重的危害[2-3]。此外，TC在地下水、地表水及土壤中的富集迁移过程会引起病原菌的耐药性，通过饮用水和生物链对人体健康造成危害[4-5]。
高级氧化技术(advanced oxidation process，AOPs)利用体系中产生的具有强氧化还原能力的自由基，氧化降解难以去除的有机物[6]。其中，基于过硫酸盐(persulfate，PS)活化产生的SO4−·自由基，因氧化还原电位较高、氧化性能强和半衰期长等优点而引人瞩目[7-8]。Cu[9]、Co[10]、Ag[11]、Fe[12-13]等过渡金属活化PS无需能量且活化效率高，虽然Co、Ag、Cu等可以有效激活PS，但存在着毒性较高、地质储量低的不足，而Fe是自然界中最常见的过渡金属元素，Fe基催化剂克服了上述缺点，但是直接采用过渡金属活化过硫酸盐降解污染有机物，存在有副反应发生、催化剂和氧化剂使用效率低、金属离子残留等缺陷[14-15]。金属有机骨架材料(metal-organic frameworks，MOFs)具有优越的骨架结构和比表面特性，能够较好地克服直接投加金属盐所带来的缺陷，具有理想的活化效果[16]；其中，沸石咪唑酯骨架材料(zeolitic imidazolate frameworks，ZIFs)中含有的金属离子，具有大量配位不饱和金属中心，可作为活化氧化剂的活性位点，用来活化氧化剂生成氧化自由基，对ZIFs进行高温煅烧，有机会形成金属/氧化物/多孔碳复合材料[17-18]。有研究发现碳材料因官能团和结构而对PS展现出高效的非均相催化性能，具有非金属特性、绿色环保、耗能低、超高的机械和化学稳定性等优点[19]；采用杂原子[6](N、S、P)掺杂改性，能够通过干扰sp2杂化碳的电子和改变碳材料表面结构、改善电子传输速率、增大比表面积等性质，增强碳材料的催化性能[20-21]，其中N的掺杂因不会改变碳材料结构，能够保留碳材料的优异性能，并且氮原子电负性(3.04)大。
利用过渡金属与杂原子共掺杂制备的材料，在超级电容器、锂电池[22]及电化学催化[23]等新能源领域已有较为详细的研究，但在水处理领域鲜有报道。本研究以水热法制备了一种以过渡金属Fe为金属节点且富含N元素的MOFs材料(Fe-ZIFs)，通过碳化技术在N2保护的高压作用下煅烧，实现碳材料的Fe、N共掺杂，最终生成催化材料Fe-N-C。在此基础上利用Fe-N-C活化PS降解TC，研究不同的环境条件(如催化剂质量浓度、TC质量浓度、PS质量浓度、pH值、离子强度等)对降解效果的影响，分析相应的反应机理。Fe-N-C材料集过渡金属与碳材料的催化性能于一体，Fe-N-C/PS体系发挥了碳吸附技术与SO4−·自由基氧化技术各自的优势，考虑协同增效原理和成本优化原则，为进一步的应用提供参考。
2 材料与方法 2.1 药品及仪器药品主要有Zn(NO3)2·6H2O(西陇科学股份有限公司)、FeSO4·7H2O(西陇科学股份有限公司)、2-甲基咪唑(上海麦克林生化科技有限公司)、TC(上海麦克林生化科技有限公司)、过硫酸钾(上海青析化工科技有限公司)、甲醇(西陇科学股份有限公司)、稀盐酸(国药集团化学试剂有限公司)、氢氧化钠(天津恒兴化学试剂有限公司)等，所有化学药品均为分析纯。仪器主要有85-2型恒温磁力搅拌器(常州丹瑞实验仪器设备有限公司)、UV-1801型紫外可见分光光度计(北京瑞利分析仪器有限公司)、LD-3B型电动离心机(常州国宇仪器制造有限公司)、JP-040S型超声波清洗机(深圳市洁盟清洗设备有限公司)、DHG-9203A型鼓风干燥箱(上海一恒科学仪器有限公司)等。
2.2 催化剂制备及表征将2-甲基咪唑(1 314 mg)、Zn(NO3)2·6H2O(594 mg)和FeSO4·7H2O(556 mg)分别在30 mL甲醇中超声溶解10 min，形成匀相溶液A、B、C。然后将溶液A和溶液B在搅拌下加入溶液C中，在35 ℃下持续搅拌4 h，形成Fe-ZIF。所得产物离心收集，甲醇洗涤3次，60 ℃烘干下过夜，制备的材料研磨成粉末。将制备的Fe-ZIF材料放在管式炉中，在N2保护下900 ℃的管式炉中煅烧2 h，以进行碳化处理，制备得到N元素掺杂的Fe-N-C材料。
采用蔡司Gemini300扫描电镜(SEM)对材料的表面形貌进行表征；利用EscaLab Xi+电子能谱仪获得了X射线光电子能谱(XPS)；使用德国Bruke D8 Advance型射线衍射仪进行X射线衍射(XRD)分析；通过麦克ASAP2020型全自动比表面及孔隙度分析仪对材料的比表面积(BET)和孔隙(BJH)进行分析。
2.3 降解实验在100 mL锥形瓶中，投入一定量的TC和催化剂，预吸附30 min，实验发现吸附30 min后，继续延长吸附时间，TC吸附量没有大幅度增加，本研究取30 min为吸附平衡时间。再加入一定量的PS，利用浓度为0.1 mol·L−1的NaOH和H2SO4对初始pH进行调节，持续反应120 min。考察Fe-N-C质量浓度(0.2~0.6 g·L−1)、TC初始质量浓度(10~150 mg·L−1)、PS的质量浓度(1~15 mg·L−1)、pH=4~10和不同离子强度对TC降解效果的影响。反应每隔一定时间取样4 mL，水样使用直径为0.22 μm滤膜过滤。
2.4 分析方法一般情况下TC的质量浓度采用UV-Vis分光光度计(UV-1801)在最大吸收波长357 nm处测定。为了消除淬灭剂的干扰，自由基淬灭实验的TC质量浓度采用美国安捷伦1260高效液相色谱仪及C-18的色谱柱进行定量分析。
3 结果与讨论 3.1 催化剂表征分析(1) SEM表征分析
如图 1所示为Fe-N-C样品反应前后的SEM图，由图 1可知，反应前的Fe-N-C样品呈现规则形状的十二面体形状，根据标尺估算样品的尺寸约为90 nm；反应后的Fe-N-C样品表面附着了许多絮状团聚物，可能是残留的TC或者是Fe参与活化PS后生成含Fe的中间产物吸附在样品表面而造成的。如图 2所示为Fe-N-C样品反应前的EDS图，由图 2反应前Fe-N-C的EDS图可确定样品中的Fe、N、C元素均匀分布在样品的表面，分散度较高，没有出现明显的团聚现象。
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图 1 Fe-N-C的反应前后SEM图 Fig.1 SEM micrographs of Fe-N-C before and after reaction |
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图 2 反应前Fe-N-C的EDS Fig.2 EDS maps of Fe-N-C before reaction |
(2) XPS表征分析
利用XPS对样品Fe-N-C的表面元素相对含量和价态进行了表征，如图 3所示。反应前样品中的Fe、N和C这3种元素质量分数分别为20.6%、3.9%和75.5%；反应后的样品中Fe、N和C这3种元素质量分数分别为4.56%、6.83% 和88.6%，其中，Fe的质量分数减少说明样品中的Fe参与了氧化体系催化过程。图 3(a)和(c)对Fe2p可以拟合成4个峰，结合能在709.2、722.8 eV对应的是Fe(Ⅱ)，711.2、724.8 eV对应的是Fe(Ⅲ)，反应后样品表面的Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)的质量分数比例w(Fe(Ⅱ)): w(Fe(Ⅲ))=0.259，反应前样品中的w(Fe(Ⅱ)): w(Fe(Ⅲ))=0.786，说明样品的w(Fe(Ⅱ))比例有所下降，归因于Fe(Ⅱ)参与了氧化体系中自由基的生成[24]。从图 3(b)和(d)中可以看出，N1s光谱拟合成4个峰，结合能为401.4、400.2、399.0、398.6 eV时分别对应着石墨氮、吡咯氮、Fe-Nx和吡啶氮，其中石墨氮和吡啶氮是sp2杂化，吡咯氮是sp3杂化[25]，从图中可以看出在反应前后的样品中都有Fe-Nx存在，有研究证明Fe-Nx是Fe、N共掺杂催化材料的主要活性位点[26]，根据XPS分析，可以推断本研究所制备的Fe-N-C的主要活性位点也是Fe-Nx。
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图 3 反应前后样品Fe-N-C的XPS光谱图 Fig.3 XPS spectra of Fe-N-C before and after reaction |
(3) XRD表征分析
利用XRD图谱对Fe-N-C催化剂的晶体结构进行验证，如图 4所示，在衍射角2θ=29.95°、33.69°和43.20°处出现了明显的FeS特征峰，在2θ=36.07°、41.90°和60.74°处出现了明显的FeO特征峰，而Fe3O4的特征峰出现在2θ=35.44°和62.55°处。XRD衍射峰峰型尖锐，峰宽较窄，说明合成的Fe-N-C催化剂具有较高的结晶度[27]。根据Scherrer公式D=Kλ/βcos θ，D为颗粒直径，nm；K为Scherrer常数，K=0.89；λ为波长，nm；λ=0.154 17 nm；β为衍射峰高度一半时的宽度；θ为衍射角。计算得出Fe-N-C复合材料粒径约为90 nm，与SEM图的估算粒径基本一致，说明材料分散性较好，没有团聚现象发生。
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图 4 Fe-N-C的XRD图 Fig.4 XRD patterns of Fe-N-C |
(4) BET表征分析
样品Fe-N-C的比表面积和孔径分布跟材料的吸附和催化性能密切相关，在热力学温度为77.35 K条件下Fe-N-C的氮气吸附-脱附等温线和孔径分布曲线如图 5所示。根据IUPAC分类，图 5中表现为典型的具有H3型滞后环的IV型等温线，H3型滞后环出现在相对压力p/p0=0.6~1.0，其在高压端吸附量大，通常认为是片状粒子堆积形成的狭缝孔[28]。相对压力越高，吸附量越大，表现出有孔填充。此外，由图可知Fe-N-C的孔径分布主要集中在3~10 nm，以介孔为主。材料密集丰富的介孔结构，提供了许多活性位点，有利于Fe-N-C的吸附和催化[29]。BET测试样品Fe-N-C的比表面积高达600.752 m2·g−1，孔体积为0.659 32 cm3·g−1，平均孔径为6.532 nm，样品有较高的比表面积、孔容和孔径，可以提供更多的表面活性位点，有利于目标污染物的吸附和扩散[30]。
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图 5 Fe-N-C的BET图 Fig.5 BET curves of Fe-N-C |
(1) 催化剂质量浓度
在水温为25 ℃，TC初始质量浓度为40 mg·L−1，PS质量浓度为0.04 g·L−1，初始pH=7时，考察催化剂Fe-N-C质量浓度对TC降解效果的影响，结果如图 6所示。由图 6可知，当催化剂质量浓度由0.2增加至0.4 g·L−1时，TC的降解率与降解速率都明显提高，在反应完成时，降解率由72.3% 提升至90.5%，这是由于增加催化剂质量浓度，使催化活性位点数目增多，提升了其对PS的活化速率，在反应过程中产生了更多的SO4−·，从而导致了TC降解率的提高；继续增加催化剂质量浓度由0.4增加至0.6 g·L−1时，TC的降解率与降解速率都逐渐趋于平缓，在反应150 min时，降解率仅提高至91.3%，这可以归因于质量浓度为0.4 g·L−1的催化剂已经能够提供足量的活性位点来活化体系中的PS，反应达到饱和，且过量Fe-N-C的加入会导致Fe2+的快速释放，消耗系统中的自由基，从而抑制污染物的去除[31]。所以，从经济高效方面考虑，本研究后续实验选择Fe-N-C催化剂质量浓度为0.4 g·L−1。
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图 6 Fe-N-C质量浓度对TC降解效率的影响 Fig.6 Effects of Fe-N-C concentration on TC degradation |
(2) TC初始浓度
在水温为25 ℃，Fe-N-C催化剂质量浓度为0.4 g·L−1，PS质量浓度为0.04 g·L−1，初始pH=7时，考察催化剂质量浓度对TC降解效果的影响，结果如图 7所示。由图 7可知，在同样的降解条件下，随着TC初始质量浓度从10上升至150 mg·L−1，其降解率逐渐降低。当反应完成时，10和150 mg·L−1初始质量浓度的TC降解率分别为91.3%和63.5%。由此可见，TC初始质量浓度也是影响降解率的重要因素之一。在同一反应体系中，TC的初始质量浓度越高，其降解率越低。这是因为PS的浓度和催化剂质量浓度是固定的，产生的自由基浓度也是固定的，而高级氧化过程的特点之一，即是TC初始质量浓度的增加会降低TC与自由基反应的概率。此外，反应过程中产生的中间体与目标污染物之间存在竞争，边缘中间体可能会引起副反应，因此污染物浓度越高，可去除的目标污染物就越少[32]。
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图 7 TC质量浓度对TC降解效率的影响 Fig.7 Effects of TC concentration on TC degradation |
(3) 过硫酸盐质量浓度
在水温为25 ℃，TC初始质量浓度为40 mg·L−1，Fe-N-C催化剂质量浓度为0.4 g·L−1，初始pH=7时，考察PS质量浓度对TC降解效果的影响，结果如图 8所示。由图 8可知，随着PS质量浓度从0.02上升至0.04 g·L−1，TC去除率从78.28% 上升至81.5%；随着PS质量浓度的增加，催化剂活化PMS产生的自由基增多，促进了降解反应。当PS质量浓度从0.04继续上升至0.08、0.12、0.20 g·L−1时，TC去除率分别下降为80.6%、80.5% 和77.8%，由此可见过高的PS质量浓度对TC降解有负面的影响，这主要是因为加入过量PS会在短时间内生成大量的自由基，而自由基相互之间会发生猝灭反应(式(1))，以及自由基会与过量的SO42−发生反应生成活性更低的SO5−·(式(2))。所以当PS投加过量时表现为TC去除率下降 [33]。因此针对此体系实验采用0.04 g·L−1的PS质量浓度为宜。
| $ {\rm{SO_4^ - \cdot + SO_4^ - \cdot \to 2SO_4^{2 - }}} $ | (1) |
| $ {\rm{SO_4^ - \cdot + HSO_4^ - \to SO_5^ - \cdot + SO_4^ - + {H^ + }}} $ | (2) |
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图 8 PS质量浓度对TC降解效率的影响 Fig.8 Effects of PS concentration on TC degradation |
(4) 初始pH值
在水温为25 ℃，TC初始质量浓度为40 mg·L−1，Fe-N-C催化剂质量浓度为0.4 g·L−1，PS质量浓度为0.04 g·L−1时，考察初始pH对TC降解效果的影响，结果如图 9所示。由图 9可知，当反应完成时，初始pH值在5~8，pH对氧化体系催化降解TC的影响不显著，TC的降解率为81.6%~90.5%，均能取得理想的降解效果。当pH > 8时，TC的降解率降至40.9 %(pH=9)甚至29.5%(pH=10)，这可能是由于在碱性条件下，Fe-N-C表面负电荷的增加会抑制其与PS的相互作用，从而降低TC的降解速率，且Fe3+的沉淀和氢氧化物的形成会吸附在催化剂表面，从而导致降解率下降[34-35]。结果表明，Fe-N-C + PMS体系在很宽的pH值范围内都具有很高的降解效率，证实了可以广泛应用于废水处理。
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图 9 初始pH对TC降解效率的影响 Fig.9 Effects of initial pH on TC degradation |
天然水体中存在着大量Cl−、NO3−、C2O42−和CO32−等阴离子，维持水体的pH平衡[36]。Cl−、NO3−、C2O42−和CO32−不同离子强度对降解效果的影响如图 6所示，控制水样水温为25 ℃，TC初始质量浓度为40 mg·L−1，Fe-N-C催化剂质量浓度为0.4 g·L−1，初始pH为7，将溶液中Cl−、NO3−、C2O42−和CO32−的浓度分别调节为0.025、0.05、0.075、0.1 mol·L−1，并设置空白对照组。预吸附30 min达到吸附平衡时，加入不同量的PS，使得PS质量浓度为40 mg·L−1，再持续反应120 min，结果如图 10所示。
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图 10 不同离子强度对降解效果的影响 Fig.10 Effects of ion concentration on degradation |
由图 10可知，当反应完成时，在加入Cl−或NO3−的情况下，TC的降解率与空白对照组相比几乎没有区别；而在加入C2O42−和CO32−的情况下，TC的降解率由空白对照组的86%下降至35% 甚至30%。由此可见，Cl−或NO3−的存在对TC的降解并无明显影响，而C2O42−和CO32−的存在较大程度地抑制了TC的降解，可能是因为C2O42−和CO32−会与TC竞争SO4−·自由基，并且对SO4−·等自由基有淬灭作用。基本原理为体系中CO32−会发生水解，生成HCO3−，而当溶液pH=7.0时，可以认为溶液中主要以CO32−/HCO3−共同离子存在，能够与SO4−·等自由基反应生成CO3−·和HCO3·自由基，反应如式(3)、(4)：
| ${\rm{ SO_4^ - \cdot + CO_3^{2 - } \to SO_4^{2 - } + CO_3^ - \cdot}} $ | (3) |
| $ {\rm{SO_4^ - \cdot + HCO_3^ - \to SO_4^{2 - } + HCO_3^{}\cdot }}$ | (4) |
CO3·和HCO3·也能够降解TC，但是其氧化能力不如SO4-·，所以表现为当加入CO32−的浓度达到一定值时，TC的降解率显著降低。一定浓度C2O42−的对TC有抑制作用原理和CO32−一样，是因为在pH=7.0时，C2O42−与SO4−·能反应生成C2O4−·，而C2O4−·的氧化能力比SO4−·弱。
3.4 自由基淬灭实验以及反应机理活化PS过程中可能产生多种自由基，一般来说SO4−·和OH·自由基是降解有机物的主要氧化物质。利用淬灭实验可以鉴定Fe-N-C活化PS降解TC体系中的活性氧化性物质，乙醇(EtOH)是SO4−·自由基(k =1.6×107~7.7×107)和OH·自由基(k =1.2×109~2.8×109)的淬灭剂；叔丁醇(TBA)是OH·自由基(k=(3.8×108~7.6×108)和k=(3.0×109~3.9×109))的有效淬灭剂，但不适用于SO4−·自由基淬灭；O2−·自由基也是常见的活性氧化物质，对苯醌(BQ)可以作为O2−·的淬灭剂[37]，结果如图 11所示。
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图 11 自由基猝灭实验 Fig.11 Results of free radical quenching experiments |
由图 11可知，当反应完成时，在乙醇或叔丁醇存在的情况下，TC的去除率由90%分别降至75%或70%，而在对苯醌存在的情况下，TC的降解受明显抑制，去除率由90%降至50%。由此可见，反应体系中SO4−·、OH·和O2−·自由基都参与了催化反应，但O2−·自由基对TC降解的贡献大于SO4−·和OH·自由基。说明O2−·是Fe-N-C / PMS体系的主要活性氧化物质。结合反应前后催化剂样品的XPS分析提出了Fe-N-C / PMS体系可能的活化机理为：首先Fe-N-C / PMS体系中的Fe2+可以作为电子供体，通过单电子转移反应激活PMS中过氧化物键(─O─O─)的裂解，生成SO4−· (式(5))，SO4−·能够与水分子发生反应生成OH·(式(6))，PS的水解生成H2O2(式(7))，H2O2能够水解生成HO2−·(式(8))，Fe3+能够与H2O2发生反应生成HO2−·(式(9))，HO2−·的解离能就够产生O2−·(式(10))。
因此，催化剂Fe-N-C中的Fe-Nx位点控制自由基过程可能发挥主要作用，而碳基主要起到把TC吸附进入局限的空间和电子传递的作用，最终通过SO4−·、OH·和O2−·自由基将有机污染物分解成小矿化分子(如CO2、H2O)
| ${\rm{ F{{\text{e}}^{2 + }} + SO_4^{2 - } \to SO_4^ - \cdot + F{{\text{e}}^{3 + }} + SO_4^{2 - } }}$ | (5) |
| $ {\rm{SO_4^ - \cdot + {H_2}O \to SO_4^{2 - } + OH\cdot}} $ | (6) |
| $ {\rm{{S_2}O_8^{2 - } + {H_2}O \to {H_2}{O_2} + H{S_2}O_8^ - }}$ | (7) |
| $ {\rm{{H_2}{O_2} + {H^ + } \to HO_2^ - \cdot }}$ | (8) |
| $ {\rm{F{{\text{e}}^{3 + }} + {H_2}{O_2} \to F{{\text{e}}^{2 + }} + {H^ + } + HO_2^ - \cdot}} $ | (9) |
| ${\rm{ HO_2^ - \cdot \to O_2^ - \cdot + {H^ + }}} $ | (10) |
| $ {\rm{S{O}_{4}^{-}·+OH·+{O}_{2}^{-}·+TC\to 反应中间体+C{O}_{2}+{H}_{2}O }}$ | (11) |
在废水处理领域催化剂的稳定性与应用成本密切相关，对降解体系的产业化应用起着至关重要的作用。通过一系列的实验考察了催化剂Fe-N-C的稳定性，将使用后的催化剂利用去离子水进行清洗，将其烘干后加入反应体系中进行重复性试验，实验结果如图 12所示。
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图 12 催化剂的稳定性 Fig.12 Stability of Fe-N-C |
从图 12中可以看出，随着催化剂Fe-N-C使用次数的不断增加，TC降解率略微降低，循环使用4次之后降解率由85%下降至72%。这可能是由于在重复利用的过程中，残留的TC或者某些中间产物吸附在Fe-N-C表面，造成了部分活性点位的覆盖或消耗，抑制了Fe-N-C和PS之间的相互作用，导致降解效果受轻微的影响[32]，但在使用第4个周期时TC降解率仍有72.8%，说明Fe-N-C的催化活性依然很高。以上结果表明Fe-N-C具有比较优异的催化稳定性，能够重复使用。
4 结论利用水热法制备了一种含过渡金属Fe的N掺杂的催化材料Fe-N-C，并对其进行了表征，研究了Fe-N-C活化过硫酸盐降解TC的影响因素，结果表明：
(1) Fe-N-C催化剂为表面粗糙、疏松多孔的不规则形状；由Fe、N和C这3种元素组成，且各元素质量分数分别为20.6%、3.9% 和75.5%；XRD衍射峰峰型尖锐、峰宽较窄，具有较高的结晶度；孔径分布主要集中在3~10 nm，以密集分布的介孔为主；
(2) 在催化剂质量浓度为0.4 g·L−1，TC初始质量浓度为40 mg·L−1，PS质量浓度为0.04 g·L−1，pH为7时TC的降解效果最佳，降解率高达90.5%，显示出了良好的处理效果；C2O42−和CO32−的存在相较Cl−或NO3−，对TC的降解有更大程度的抑制作用；
(3) 通过自由基猝灭实验可知，在整个降解体系中起主导作用的活性氧化物质为O2−·自由基，且存在着少量的SO4−·和OH·自由基；Fe-N-C经过4次循环后TC降解率依然有72.8%，表现出良好的稳定性。
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