2017, Vol. 38
2. 华南理工大学教育部工业聚集区域污染控制与修复重点实验室, 广州 510006;
3. 华南理工大学制浆造纸国家重点实验室, 广州 510006;
4. 惠州环境科学研究所, 惠州 516001
, GUAN Ze-yu1
, WAN Jin-quan1,2,3 , WANG Yan1,2,3 , MA Yong-wen1,2,3 , YAN Zhi-cheng1 , ZHANG Gui-hua4
2. Key Laboratory of Pollution Control and Ecosystem Restoration in Industry Clusters, Ministry of Education, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China;
3. State Key Laboratory of Pulp and Paper Engineering, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China;
4. Environmental Science Institute of Huizhou, Huizhou 516001, China
基于硫酸根自由基的高级氧化技术(AOTs)是近年来发展起来的一门有效去除难降解污染物的新型技术.该技术以过硫酸盐(PS)作为引发剂, 通过高温热解, 光催化, 过渡金属活化等方式活化分解出硫酸根自由基, 应用于污染物的吸附降解反应过程中, 其中过硫酸盐包括过硫酸铵, 过硫酸钾和过硫酸钠.硫酸根自由基(E0为2.5~3.1 V)具有与羟基自由基(E0为1.8~2.7 V)相当的氧化还原电位, 并且硫酸根自由基在中性的条件下也有较高的氧化能力以及针对某些污染物具有专一性, 这些优点使得其在环境方面的应用更加有优势[1, 2].
金属有机骨架(MOFs)是由过渡金属离子与有机配体组装而成的配位聚合物, 由于其独特的性能而使得各个学科的研究者对它充满了兴趣. MOFs具有比表面积大, 可控制的孔径, 结构的多样性以及高的抗化学腐蚀性等物理化学性质[3, 4].正是由于MOFs具有这些性能而使得其在气体储存、催化、分析化学、生物医学和光催化等方面的应用被挖掘出来[5~8].目前, MOFs在AOTs领域的研究已取得了初步的进展.例如, MIL-88A被成功应用于活化PS氧化降解染料罗丹明B和金橙G[9, 10]; Du等[11]和Ai等[12]将制备出的铁基MIL-53作为非均相催化剂用于Photo-Fenton中降解染料, Liu等[13]发现了MIL-100在吸附RB方面具有很好的效果, Bhattacharjee等[14]和Vu等[15]分别制备了Fe-MOF-74和MIL-101, 并将其应用在Photo-Fenton反应中降解难降解污染物苯酚.以上实例都说明金属有机骨架MOFs能作为一种高效的催化剂有效的降解污染物.
邻苯二甲酸酯类(PAEs)作为造纸废水中典型的难降解性污染物, 具有类雌激素作用, 影响生物体内激素的正常分泌, 可产生致畸、致癌、致突变作用, 近年来暴发的食品塑化剂事件, 使人们对其危害性更加重视.邻苯二甲酸二丁酯(DBP)更是被列入美国环保署(EPA)“优先监测污染物”和中国优先控制污染物黑名单中[16, 17].所以寻找一种有效的方法来控制和去除环境中的PAEs是刻不容缓的, 因此本研究的目的是制备一种以金属有机骨架作为前驱体, 采用分子印迹法制备的具有靶向选择性的催化剂, 并将其用于活化PS产生SO4-·来高效的去除造纸废水中的PAEs, 本实验中主要以DBP作为目标污染物.
1 材料与方法 1.1 主要试剂与仪器六水合三氯化铁(FeCl3·6H2O)、反丁烯二酸、去离子水、乙醇、甲基丙烯酸、正硅酸乙酯、乙酸、乙腈、甲醇、过硫酸钠、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)等, 均为分析纯.实验过程中所有药品的配制均使用超纯水.高速离心机, pH计, 烘箱, 真空干燥箱, 索氏提取器和高效液相色谱(HPLC)等.
1.2 催化剂的制备 1.2.1 前驱体MIL-88A的制备其制备方法是根据文献[10]并在其基础上做了一定修改.首先, 称取0.974 4 g(8.4 mmol)富马酸与2.272 2 g(8.4 mmol)FeCl3·6H2O溶解于42 mL的去离子水中, 经过1~2 h的搅拌后, 将其转移到100 mL具聚四氟乙烯内衬的反应釜中, 将反应釜放置在鼓风干燥箱中, 在85℃下反应2 h后取出反应釜, 将反应釜置室温冷却.反应釜冷却后, 将其取出, 在9 000 r·min-1条件下离心10 min分离得到淡黄色固体, 随后将其倒入烧杯中, 加入100 mL乙醇中速搅拌洗涤3 h后, 离心, 再用同等体积的去离子水洗涤3 h, 重复两次, 离心后得到固体后, 放入真空干燥箱在100℃干燥10 h, 所得固体留作备用.
1.2.2 靶向材料MIL-88A@MIP的制备其制备方法是根据文献[18], 采用分子印迹法制备的, 具体操作步骤如下：量取0.267 mL DBP和20.0 mL乙腈混合后, 将0.1 g MIL-88A加入该溶液中, 再加入1.7 mL甲基丙烯酸, 在磁力搅拌器上中速搅拌1 h后, 加入22.75 mL正硅酸乙酯和0.85 mL乙酸, 将蓝瓶封闭后, 在60℃温度下水浴加热20 h, 之后离心得到固体干燥, 将干燥好的固体置于索式提取器中, 以乙醇:乙酸=9:1(体积比)的萃取剂提取模板分子DBP, 每次150 mL, 提取6次, 然后将固体置于真空干燥箱中(60℃)干燥12 h后所得固体即为MIL-88A@MIP.作为对比, MIL-88A@NIP是未加模板分子DBP其余步骤与之一致所制备的材料.其图解过程如图 1所示.
|
图 1 MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP合成示意 Fig. 1 Schematic illustration of the synthesis of MIL-88A@MIP and MIL-88A@NIP |
采用X射线衍射仪(XRD D8-Advance德国Bruker公司)对催化剂进行物质的相分析, 采用扫描电镜和其自带EDS(FESEM, Quanta 200, 荷兰)对催化剂进行表面形貌特征和元素分析, 采用氮气吸附对催化剂的孔容孔径以及比表面积进行测定分析.
1.4 催化降解DBP实验先配制好360 mmol·L-1过硫酸钠和0.018 mmol·L-1的DBP溶液备用, 量取100 mL 0.018 mmol·L-1DBP于锥形瓶中, 再加入一定量的过硫酸钠和一定量的催化剂, 将该锥形瓶置于摇床中在转速为200r·min-1, 温度为25℃条件下振荡, 隔一定时间取样0.5 mL于离心管中, 并同时加入0.5 mL的甲醇猝灭, 混合均匀后, 用0.22 μm的滤膜将固体催化剂过滤后转移至液相色谱瓶中, 采用高效液相色谱仪(Agilent 1100 USA)对DBP的剩余量进行分析.流动相采用甲醇-水溶液(90:10, 体积比)流速0.8 mL·min-1, 紫外检测波长为228 nm, 检出限最低30 μg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 催化剂表征图 2显示的是前驱体MIL-88A和靶向材料MIL-88A@MIP、MIL-88A@NIP的XRD谱图, 从中可以看出在2θ=10.2°时, MIL-88A、MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP均有峰值, 但强度有所差异, 说明其物相种类基本一致, 只是其物相间的含量有差异.另外, 前驱体MIL-88A在2θ=7.4°时具有一个较为明显的小峰, 而在MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP的图谱中并未显示出来, 说明这两种材料晶形具有一定的差异, 是两种不一样的材料, 同时结合其SEM图像可以认为MIL-88A@MIP是在MIL-88A的基础上形成的, 经过处理后, 并未完全改变金属有机骨架的晶形结构.对比MIL-88A@MIP与MIL-88A@NIP的XRD图, 可以发现其峰位置一致, 但其峰强度具有较大的差异, 这说明无模板分子参与合成会使得材料的结构发生一些细微的变化.
|
图 2 MIL-88A、MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP的XRD谱图 Fig. 2 XRD of MIL-88A, MIL-88A@MIP, and MIL-88A@NIP |
图 3(a)~3(c)分别显示的是前驱体MIL-88A和靶向材料MIL-88A@MIP、MIL-88A@NIP的局部放大扫描电镜图(SEM), 图 3(d)显示的是MIL-88A@MIP的整体扫描电镜图, 从图 3(d)中可以看出MIL-88A@MIP的形貌与文献[9, 10]中所报道的MIL-88A的相比并未发生改变, 但相较于MIL-88A的SEM图 3(a), 图 3(b)中的表面形成了一些大小不一的孔穴, 其作用是将目标污染物吸附过来, 同时表 1中显示了改性前后材料的比表面积SBET, 相比于改性前MIL-88A, MIL-88A@MIP的SBET明显提高, 从文献[10]可知, SBET的升高可以增强催化剂的吸附能力, 因此改性后材料表面能够吸附更多的污染物质.而MIL-88A@NIP的表面较为光滑, 这现象正好说明了之后的吸附降解实验中它对于目标污染物的作用不强.由以上现象并结合XRD图谱, 可以认为MIL-88A@MIP是基于金属有机骨架MIL-88A上合成的一种新的材料. 图 4是MIL-88A@MIP的EDS能谱图, 从附表中可以看出MIL-88A@MIP材料中C、O、Fe元素的质量分数分别为22.18%、43.34%和34.48%, 其原子百分比分别是35.70%、52.36%和11.93%.这说明该材料主要由C、O、Fe这3种元素组成, 且Fe元素占有一定的百分比.
|
图 3 MIL-88A、MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP的SEM图 Fig. 3 SEM of MIL-88A, MIL-88A@MIP and MIL-88A@NIP |
|
表 1 MIL-88A、MIL-88A@MIP的比表面积 Table 1 BET surface area of MIL-88A and MIL-88A@MIP |
|
图 4 MIL-88A@MIP的EDS能谱图 Fig. 4 EDS of MIL-88A@MIP |
为了测试MIL-88A@MIP的吸附和催化性能, 采用4组对比实验分别说明, 第1组是同时加入PS和MIL-88A@MIP以测试催化剂在有PS存在时对DBP的降解效果, 第2组是单独加入催化剂MIL-88A@MIP以说明无PS存在时催化剂对DBP的吸附能力, 第3组是单独加入PS于DBP溶液中以说明PS单独作用对污染物的作用效果, 最后1组是先将催化剂和污染物混合在一起达到吸附平衡后再加入PS作为对比.其结果如图 5(a)所示, 可以看出在反应进行480 min后, 前3组体系MIL-88A@MIP/PS/DBP、MIL-88A@MIP/DBP、PS/DBP中DBP的去除率分别为80.4%、33.5%、3.4%.可见PS单独作用时并未使DBP的浓度减少, MIL-88A@MIP单独作用时, DBP的去除率虽较低但也具有一定的效果, 这说明MIL-88A@MIP对DBP分子具有一定的吸附作用.这一点在第4组实验中也可加以证实, 只加入催化剂和污染物时, 在反应经过5 h后, 其DBP的去除率保持在33%左右, 吸附脱附基本达到平衡, 随后在体系中加入PS, 随着反应的进行, DBP的去除率逐渐升高并最终达到81.4%, 而催化剂的吸附作用可以认为是其表面形成的孔穴对DBP的吸引所形成的.在第1组实验中, 同时加入PS和MIL-88A@MIP时, DBP的去除率迅速上升, 靶向材料对DBP分子的作用机制主要是由其表面的孔穴将目标污染物吸引过来, 然后再利用其表面活性位点≡Fe(Ⅲ)和溶解在体系中的Fe3+转换为≡Fe(Ⅱ)和Fe2+, 再由≡Fe(Ⅱ)和Fe2+催化S2O82-产生SO4-·将DBP分子分解, 其反应式可由式(1)~(5)表示[9, 10, 19]：
|
(a)不同体系对DBP的去除效果; (b)TBA与CH3OH对实验体系的作用; [DBP]=0.018mmol·L-1, PS:DBP=600:1, 催化剂用量：0.5g·L-1, T=25℃, 未调pH 图 5 MIL-88A@MIP催化性能研究与自由基猝灭实验 Fig. 5 Study on catalytic performance of MIL-88A@MIP and experiment of radicals quenching |
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
为了进一步说明SO4-·的作用, 将一定含量的叔丁醇(TBA)与甲醇(CH3OH)分别加入至该反应体系中, TBA仅仅对羟基自由基(OH·)的产生具有抑制作用, 而CH3OH是对SO4-·和OH·两者均有抑制作用的猝灭剂, 其结果如图 5(b)所示.当TBA的投加量从0上升至18 mmol·L-1甚至到达36 mmol·L-1时, DBP的去除率仅仅受到了很微小的抑制, 反应480 min后, 其去除率仍然能达到74.6%, 这说明OH·在这个体系有微小存在但影响不大.而当反应体系中加入36 mmol·L-1CH3OH时, DBP的去除率迅速降低至17.1%, 这与正常情况DBP的去除率为80.4%相差甚远, 可以认为CH3OH的存在对催化反应的抑制作用非常大, 而CH3OH会同时抑制SO4-·和OH·的产生.综合以上实验结果, 可以进一步的证实该催化反应主要是以SO4-·发挥作用的, OH·在降解体系中也有部分影响, 但作用微弱, 相比SO4-·可忽略不计.
2.2.2 对比MIL-88A@MIP, MIL-88A, MIL-88A@NIP的催化降解性能本实验主要对比了前驱体MIL-88A和MIL-88A@MIP以及未加入模板分子的催化剂MIL-88A@NIP催化活化PS降解DBP的效果.其结果如图 6所示, 表明在反应进行480 min后, 各催化剂降解DBP的效率依次为80.4%、39.4%、17%, 催化能力如下：MIL-88A@MIP＞MIL-88A＞MIL-88A@NIP.这说明采用分子印迹法对金属有机骨架MIL-88A进行改性能够大大地提高催化剂的催化能力.对比MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP的催化效果, 可以发现如在制备过程中未使用模板分子, 其对于DBP的去除效果很低, 基本可以忽略, 而虽然MIL-88A@MIP在制备过程中使用了DBP作为模板分子, 但是其用量很小, 且在萃取过程中可将模板分子洗脱并收集起来, 对环境的污染较小, 而且材料制备完成后对DBP的去除效果也明显提高, 所以研究该靶向材料对造纸废水中典型污染物的去除具有重要的意义.
|
[DBP]=0.018mmol·L-1, PS:DBP=600:1, 催化剂用量：0.5g·L-1, T=25℃, 未调pH 图 6 MIL-88A@MIP、MIL-88A和MIL-88A@NIP催化PS降解DBP的对比 Fig. 6 Activated PS for removing DBP by MIL-88A@MIP, MIL-88A, and MIL-88A@NIP |
考虑到降解过程中过硫酸盐(PS)对DBP去除率的影响, 本实验探究了MIL-88A@MIP在PS与DBP之间的摩尔比分别为200:1、400:1、600:1、800:1时的催化效果.结果如图 7所示, PS的投加量直接影响了DBP的去除率, 当其摩尔比从200:1提高至400:1再提升至600:1时, 反应480 min后, DBP的去除率从60.2%提高至72.4%再上升到80.4%, 其催化效果明显提高, 而从600:1提高至800:1时, 虽然其去除率进一步提高了, 但仅从80.4%升至81.3%, DBP的去除效果增加得不明显, 考虑到成本和去除率的因素, 因此实验选用的摩尔比为600:1.
|
[DBP]=0.018mmol·L-1, 催化剂用量：0.5g·L-1, T=25℃, 未调pH 图 7 PS的投加量对DBP去除率的影响 Fig. 7 Influence of PS dosages on DBP degradation |
催化剂的投加量是影响催化效果的一个重要因素, 为了探究其影响, 本实验分别在MIL-88A@MIP的投加量为0.3、0.5和1g·L-1时对DBP的去除效果进行了对比.其结果如图 8所示, 可以看出催化剂的投加量并没有像PS的投加量一样对催化效果的影响那么明显, 但也是呈现上升趋势, 反应480 min后, 其去除率分别为73.5%、80.4%和83.2%.从0.3 g·L-1升至1 g·L-1, 其投加量增加了3倍多, 而DBP的去除率仅仅从73.5%升高到83.2%, 这说明少量的催化剂就能得到较高的催化效果, 而并非是去除率能随着投加量呈现正比例上升.而究其原因, 一方面是催化剂本身的特性所在, 另一方面可能是由于催化剂本身是由DBP作为模板分子制备的, 虽然对催化剂进行了多次索式提取, 但是催化剂中仍然会存在一些不可避免的少量DBP, 在降解过程中, 随着反应的进行, 反应体系在摇床中不停地振荡, 催化剂中残留的DBP逐渐分散在体系中, 取样后将其溶于甲醇中可以使DBP的含量上升, 取样后将其溶于甲醇中可以导致DBP的含量上升, 投加量多的自然会有更多的DBP溶于溶液中, 这也是导致其提升效果不明显的原因之一.综合成本和降解效果考虑, 选用0.5 g·L-1作为实验的催化剂投加量.
|
[DBP]=0.018 mmol·L-1, PS:DBP=600:1, T=25℃, 未调pH 图 8 不同MIL-88A@MIP投加量对DBP去除率的影响 Fig. 8 Influence of MIL-88A@MIP dosage on DBP degradation |
pH是影响反应速率和反应效果的决定性因素, 尤其在金属有机骨架作为催化剂的高级氧化中, Lin等[9]和Wang等[10]的研究表明pH对MIL-88A催化活化PS降解RB和OG的影响非常明显.本实验开始前将催化体系MIL-88A@MIP/PS/DBP的pH分别调至2.68、3.26、4.79、6.94以对比pH影响催化效果的能力.结果如图 9所示, pH从2.68调至3.26时, 反应480 min后, DBP的去除率有所上升, 从68.2%上升至80.4%, 而当pH从3.26上升至4.79时, 其催化PS降解DBP的效果急速下降, 降至25.6%.这种现象可认为是在一个相对高的pH条件下, PS能够进行自我分解使得一部分的S2O82-失去效应, 而在较低的pH条件下, PS能保持足够的稳定性并进一步地被催化剂催化产生SO4·-[20, 21].本实验结果说明该体系中存在一个最适pH, 在这个pH条件下能使催化剂发挥最佳的催化能力来催化PS产生SO4·-降解DBP.
|
[DBP]=0.018mmol·L-1, PS:DBP=600:1, 催化剂用量：0.5g·L-1, T=25℃ 图 9 体系中不同pH条件对DBP去除率的影响 Fig. 9 Influence of pH on DBP degradation |
为了证明MIL-88A@MIP的靶向选择性并且验证其对PAEs这一类物质的降解效果, 而并非仅仅对于邻苯二甲酸二丁酯(DBP)这一种物质具有去除效果, 本实验配制了同浓度的邻苯二甲酸二甲酯(DMP), 邻苯二甲酸二乙酯(DEP)溶液, 在同样的实验条件下进行去除降解.其结果如图 10所示, 可以看出该催化剂对于这3种污染物的去除效果依次为DEP＞DBP＞DMP, 虽然对于这3种污染物的去除率有所差异, 但差异非常小, 并且最低在反应480 min后去除率可达到77.4%.反应时间从0~120 min时, 可以明显看到, 这3种污染物含量均迅速降低, 去除率可达到60%以上, 而在120~480 min时, 反应速率逐渐缓慢, 这说明在前120 min时, 催化剂在降解目标污染物的同时将分散在溶液中的污染物富集于表面, 而在之后的360 min里, 催化剂主要是对富集在表面的污染物进行降解过程.由本实验结果可知催化剂MIL-88A@MIP可催化活化PS降解PAEs这一类物质, 体现了该催化剂的靶向选择性.
|
[DBP]=0.018mmol·L-1, PS:DBP=600:1, 催化剂用量：0.5g·L-1, T=25℃, 未调pH 图 10 MIL-88A@MIP催化PS降解不同种污染物的对比 Fig. 10 Activated PS for removing different pollutants by MIL-88A@MIP |
(1) 采用XRD, SEM, EDS仪器以及氮气吸附对MIL-88A@MIP进行表征分析, 证实MIL-88A@MIP是基于金属有机骨架MIL-88A的基础上合成的一种新的材料, 并且在催化剂的表面形成了新的孔穴可将污染物富集去除.
(2) MIL-88A@MIP在反应过程中表现出吸附性能和催化性能, 将DBP分子吸附富集于催化剂的表面, 并通过其金属活性位点催化PS产生SO4-·将其分解去除.通过前驱体MIL-88A与靶向材料MIL-88A@MIP和MIL-88A@NIP的催化实验可知, 反应480 min后, DBP的去除率分别为39.4%, 80.4%, 17%.
(3) 通过对反应过程中影响因素的分析可以得出该催化反应的最佳反应条件是：PS与DBP的摩尔比为600:1, MIL-88A@MIP投加量为0.5g·L-1和pH=3.26.
(4) 对比催化剂催化降解邻苯二甲酸酯类物质的能力, 污染物的去除率DEP＞DBP＞DMP, 但其差异很小, 可以认为MIL-88A@MIP能有效地催化PS降解PAEs这一类污染物, 体现了催化剂的靶向选择性.
| [1] | Yang Q J, Choi H, Al-Abed S R, et al. Iron-cobalt mixed oxide nanocatalysts:heterogeneous peroxymonosulfate activation, cobalt leaching, and ferromagnetic properties for environmental applications[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2009, 88(3-4): 462-469. DOI:10.1016/j.apcatb.2008.10.013 |
| [2] | Lin H, Zhang H, Hou L W. Degradation of C. I. acid orange 7 in aqueous solution by a novel electro/Fe3 O4/PDS process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 276: 182-191. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.05.021 |
| [3] | Stock N, Biswas S. Synthesis of metal-organic frameworks (MOFs):routes to various MOF topologies, morphologies, and composites[J]. Chemical Reviews, 2012, 112(2): 933-969. DOI:10.1021/cr200304e |
| [4] | Janiak C, Vieth J K. MOFs, MILs and more:concepts, properties and applications for porous coordination networks (PCNs)[J]. New Journal of Chemistry, 2010, 34(11): 2366-2388. DOI:10.1039/c0nj00275e |
| [5] | Li J R, Kuppler R J, Zhou H C. Selective gas adsorption and separation in metal-organic frameworks[J]. Chemical Society Reviews, 2009, 38(5): 1477-1504. DOI:10.1039/b802426j |
| [6] | Lee J, Farha O K, Roberts J, et al. Metal-organic framework materials as catalysts[J]. Chemical Society Reviews, 2009, 38(5): 1450-1459. DOI:10.1039/b807080f |
| [7] | Qiu L G, Li Z Q, Wu Y, et al. Facile synthesis of nanocrystals of a microporous metal-organic framework by an ultrasonic method and selective sensing of organoamines[J]. Chemical Communications, 2008(31): 3642-3644. DOI:10.1039/b804126a |
| [8] | Cui Y J, Yue Y F, Qian G D, et al. Luminescent functional metal-organic frameworks[J]. Chemical Reviews, 2012, 112(2): 1126-1162. DOI:10.1021/cr200101d |
| [9] | Lin K Y A, Chang H A, Hsu C J. Iron-based metal organic framework, MIL-88A, as a heterogeneous persulfate catalyst for decolorization of rhodamine B in water[J]. RSC Advances, 2015, 5(41): 32520-32530. DOI:10.1039/C5RA01447F |
| [10] | Wang J M, Wan J Q, Ma Y W, et al. Metal-organic frameworks MIL-88A with suitable synthesis conditions and optimal dosage for effective catalytic degradation of Orange G through persulfate activation[J]. RSC Advances, 2016, 6(113): 112502-112511. DOI:10.1039/C6RA24429G |
| [11] | Du J J, Yuan Y P, Sun J X, et al. New photocatalysts based on MIL-53 metal-organic frameworks for the decolorization of methylene blue dye[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 190(1-3): 945-951. DOI:10.1016/j.jhazmat.2011.04.029 |
| [12] | Ai L H, Zhang C H, Li L L, et al. Iron terephthalate metal-organic framework:revealing the effective activation of hydrogen peroxide for the degradation of organic dye under visible light irradiation[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 2014, 148-149: 191-200. DOI:10.1016/j.apcatb.2013.10.056 |
| [13] | Liu H C, Ren X H, Chen L G. Synthesis and characterization of magnetic metal-organic framework for the adsorptive removal of rhodamine b from aqueous solution[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 2016, 34: 278-285. DOI:10.1016/j.jiec.2015.11.020 |
| [14] | Bhattacharjee S, Choi J S, Yang S T, et al. Solvothermal synthesis of Fe-MOF-74 and its catalytic properties in phenol hydroxylation[J]. Journal of Nanoscience and Nanotechnology, 2010, 10(1): 135-141. DOI:10.1166/jnn.2010.1493 |
| [15] | Vu T A, Le G H, Dao C D, et al. Isomorphous substitution of Cr by Fe in MIL-101 framework and its application as a novel heterogeneous photo-Fenton catalyst for reactive dye degradation[J]. RSC Advances, 2014, 4(78): 41185-41194. DOI:10.1039/C4RA06522K |
| [16] | Yang G P, Zhao X K, Sun X J, et al. Oxidative degradation of diethyl phthalate by photochemically-enhanced Fenton reaction[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 126(1-3): 112-118. DOI:10.1016/j.jhazmat.2005.06.014 |
| [17] | Li H X, Wan J Q, Ma Y W, et al. Degradation of refractory dibutyl phthalate by peroxymonosulfate activated with novel catalysts cobalt metal-organic frameworks:mechanism, performance, and stability[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 318: 154-163. DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.06.058 |
| [18] | Qian K, Fang G Z, Wang S. A novel core-shell molecularly imprinted polymer based on metal-organic frameworks as a matrix[J]. Chemical Communications, 2011, 47(36): 10118-10120. DOI:10.1039/c1cc12935j |
| [19] | Liu H, Bruton T A, Doyle F M, et al. In situ chemical oxidation of contaminated groundwater by persulfate:decomposition by Fe(Ⅲ)-and Mn(Ⅳ)-containing oxides and aquifer materials[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(17): 10330-10336. |
| [20] | Guo W L, Su S N, Yi C L, et al. Degradation of antibiotics amoxicillin by Co3 O4-catalyzed peroxymonosulfate system[J]. Environmental Progress & Sustainable Energy, 2013, 32(2): 193-197. |
| [21] | Sun J H, Li X Y, Feng J L, et al. Oxone/Co2+ oxidation as an advanced oxidation process:comparison with traditional fenton oxidation for treatment of landfill leachate[J]. Water Research, 2009, 43(17): 4363-4369. DOI:10.1016/j.watres.2009.06.043 |