现代化工

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (10) : 146-153. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.10.025

科研与开发

Fe-Co/γ-Al₂O₃催化O₃/PDS处理电子工业TMAH废水试验研究

张立成 ¹ ,
张宇婷 ¹^,^* ,
刘澈 ¹^,² ,
侯瑞颖 ¹

作者信息 +

Experimental study on the degradation of TMAH by O₃/PDS catalyzed by Fe-Co/γ-Al₂O₃

ZHANG Li-cheng ¹ ,
ZHANG Yu-ting ¹^,^* ,
LIU Che ¹^,² ,
HOU Rui-ying ¹

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Received		Published
2025-12-12		2026-10-20
Issue Date	Revised Date
2026-10-14	2025-12-12

PDF (4571K)

摘要

为解决电子工业废水中难降解污染物四甲基氢氧化铵(TMAH)的处理问题,采用浸渍-煅烧法制备了双金属Fe-Co负载γ-Al₂O₃催化剂(Fe-Co/γ-Al₂O₃),用于催化臭氧-过二硫酸盐(O₃/PDS)协同体系以实现TMAH的高效降解。试验结果表明,在TMAH初始浓度200 mg/L、pH=9、臭氧流量5 L/min、PDS浓度25 mmol/L、催化剂投加量1 g/L的条件下,反应90 min时TMAH的无机化率可达96.81%。自由基淬灭试验表明,硫酸根自由基(S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·)是降解过程中的主导活性物种,羟基自由基(·OH)起辅助作用,实现逐步去甲基化。催化剂经5次循环使用后,无机化率仍保持在85%以上,显示出良好的稳定性和再生潜力。

Abstract

To address the treatment of the refractory pollutant tetramethylammonium hydroxide (TMAH) in electronic industry wastewater,this study prepared a bimetallic Fe-Co supported γ-Al₂O₃ catalyst (Fe-Co/γ-Al₂O₃) using the impregnation-calcination method.The catalyst was applied in a catalytic ozone-peroxydisulfate (O₃/PDS) synergistic system to achieve efficient degradation of TMAH.Experimental results showed that under the conditions of an initial TMAH concentration of 200 mg/L,pH=9,ozone flow rate of 5 L/min,PDS concentration of 25 mmol/L,and catalyst dosage of 1 g/L,the mineralization rate of TMAH reached 96.81% after 90 min of reaction.Free radical quenching experiments indicated that sulfate radicals (S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·) were the dominant active species in the degradation process,while hydroxyl radicals (·OH) played an auxiliary role,achieving stepwise demethylation.After five cycles of reuse,the catalyst maintained a mineralization rate above 85%,demonstrating good stability and regeneration potential.

Graphical abstract

关键词

四甲基氢氧化铵 / 臭氧 / 过二硫酸盐 / 硫酸根自由基

Key words

tetramethylammonium hydroxide / ozone / peroxydisulfate / sulfate radical

引用本文

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张立成,张宇婷,刘澈,侯瑞颖. Fe-Co/γ-Al₂O₃催化O₃/PDS处理电子工业TMAH废水试验研究[J]. 现代化工, 2026, 46(10): 146-153 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.10.025

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四甲基氢氧化铵(Tetramethylammonium hydroxide,TMAH)凭借卓越的显影和蚀刻性能,已成为半导体制造中光刻胶显影和硅片清洗的关键化学品^[1]。然而,随着半导体产业的迅猛扩张,含高浓度TMAH废水的排放量激增,对生态环境和人体健康构成严峻威胁^[2]。TMAH[(CH₃)₄NOH]是一种强碱性(pH≥12)季铵盐化合物,分子结构中包含4个甲基,具有极高的化学稳定性^[1]。生物法难以有效降解高浓度TMAH废水^[3]。吸附、电渗析等物理法,面临着回收困难和产生二次污染等问题^[4],难以实现TMAH的高效、彻底去除。

为解决TMAH降解难题,基于生成强氧化性自由基的高级氧化技术(advanced oxidation processes,AOPs)被广泛研究^[5],其中,臭氧氧化凭借强氧化性(E⁰=2.07 V)和无二次污染等优点备受关注^[6]。然而,臭氧在水中溶解度低、半衰期短以及矿化能力不足等问题严重限制处理有机污染物效率^[7]。Wang等^[8]研究表明,单独臭氧处理50 mg/L TMAH废水,120 min时降解率仅为70.9%,在后续90 min仅降解5.1 mg/L的TMAH废水,反应效率显著降低。为克服臭氧氧化的局限性,引入包括过一硫酸盐(PMS)和过二硫酸盐(PDS)的过硫酸盐(PS),构建臭氧/过硫酸盐(O₃/PS)协同体系成为研究热点。该体系能活化PS产生强氧化性的硫酸根自由基(S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·,E⁰=2.5~3.1 V)和羟基自由基(·OH,E⁰=2.8 V),同时可能产生其他活性氧物种,从而提高对有机污染物降解效率^[9]。Jung等^[10]研究表明,相同反应条件下O₃/PMS体系降解TMAH的速率常数可达单独臭氧体系的14.4倍。

目前,提高O₃/PS体系效率的研究多聚焦于开发非均相催化剂。Li等^[11]研究CoFe₂O₄@BC催化剂在催化O₃/PDS降解双酚A时表现出优异的活性和稳定性。然而非均相催化剂催化O₃/PDS体系处理电子工业TMAH废水的研究相对匮乏。本研究提出制备双金属Fe-Co负载γ-Al₂O₃催化剂(Fe-Co/γ-Al₂O₃),通过强化金属间的协同效应及提高活性组分在γ-Al₂O₃载体上的分散性,实现对O₃/PDS体系的高效催化,进而加快TMAH降解速率。

1 材料和方法

1.1 试验方法

试验装置如图1所示。反应器主体为玻璃反应柱,直径8.5 cm,高度40 cm。臭氧发生器的臭氧产量5 g/h,经硅胶软管通入反应器底部,并通过微孔曝气盘分散,气体流量由流量计控制。反应过程中,反应器置于磁力搅拌器上持续搅拌,确保溶液混合均匀。反应器逸出的臭氧通过装有20% KI溶液的尾气吸收瓶进行处理。反应时间为90 min,每隔 15 min取样,水样经0.22 μm滤膜过滤后,各取 1 mL置于试管中,并立即加入50 μL 0.1 mol/L Na₂S₂O₃淬灭残留臭氧。

1.2 试验试剂与仪器

25% TMAH溶液(C₄H₁₃NO)、中性γ-Al₂O₃、六水硝酸钴[Co(NO₃)₂·6H₂O]、九水硝酸铁[Fe(NO₃)₃·9H₂O]、过硫酸钠(Na₂S₂O₈)、叔丁醇(C₄H₁₀O)、对苯醌(C₆H₄O₂)、硫代硫酸钠(Na₂S₂O₃)、甲醇(CH₄O),以上药品和化学试剂均为分析纯。

臭氧发生器(HY-004-5A)、超声波清洗仪(Kq-50b型)、紫外分光光度计(UV-6000)、pH计(pH-100)、恒温磁力搅拌器(MS-H-Pro+)、电热鼓风干燥箱(101-00A)、电子天平(PTX-FA120)、马弗炉(SX2-12-10G)。

1.3 催化剂制备

将3.62 g Fe(NO₃)₃·9H₂O与2.47 g Co(NO₃)₂·6H₂O溶于100 mL去离子水,配成混合盐溶液;加入10 g γ-Al₂O₃超声30 min分散,磁力搅拌2 h混匀后静置12 h使金属充分负载于载体。随后在60℃鼓风烘箱干燥12 h,再于100℃干燥6 h,干燥后样品研磨过80目筛,得粒度均匀粉末。最后将筛后粉末置于马弗炉,以2℃/min升温至500℃煅烧4 h,自然冷却至室温后取出,得到Fe-Co/γ-Al₂O₃催化剂。

1.4 催化剂表征方法

扫描电子显微镜(SEM)用于分析催化剂的微观形貌和表面结构;X射线衍射仪(XRD)用于研究催化剂的物相组成、晶体结构及结晶度,扫描范围为2θ=10~80°,扫描速率为2°/min;X射线光电子能谱(XPS)用于检测催化剂表面元素的化学状态和相对含量;全自动比表面积与孔隙率分析仪(BET)用于测定氮气物理吸附-脱附等温线以及催化剂的比表面积、孔容以及孔径分布。

1.5 分析方法

根据Kim等^[4]研究,TMAH的降解遵循去甲基化路径,依次生成三甲胺(TMA)、二甲胺(DMA)和甲胺(MMA),最终矿化为氨氮(N${\mathrm{H}}_{4}^{+}$-N),进一步氧化为硝态氮(N${\mathrm{O}}_{3}^{-}$-N)。因此,反应体系中残留的有机氮主要包括未降解的TMAH及降解中间产物,如TMA、DMA、MMA等。为评估试验TMAH中有机氮转化为无机氮的效率,定义TMAH无机化率(P_TMAH)为反应过程中生成的N${\mathrm{H}}_{4}^{+}$-N与N${\mathrm{O}}_{3}^{-}$-N总量占初始TMAH废水中总氮(以N元素计)的比值,计算公式如式(1)所示。

(1)$P_{\text {TMAH }}=\left[\left(C_{t \text { 氨氮 }}+C_{t \text { 硝态氮 }}\right) / C_{\mathrm{TN}}\right] \times 100 \%$

式中:P_TMAH为TMAH无机化率,%;C_t_氨氮为t时刻氨氮的浓度,mg/L;C_t_硝态氮为t时刻硝态氮的浓度,mg/L;C_TN为初始时刻TMAH中N元素的量,mg/L。

2 催化剂表征

2.1 SEM分析

在1 μm尺度下,γ-Al₂O₃载体呈现出多孔结构,如图2(a)所示。孔道分布均匀,结构完整且无明显缺陷;负载Fe-Co后,载体整体形貌未被改变,表面可见弥散分布的亮点,如图2(c)所示。在100 nm的高倍尺度下进一步观察可见,γ-Al₂O₃由片状单元堆叠形成的介孔,如图2(b)所示;而Fe-Co/Al₂O₃中的亮点对应为粒径约20~50 nm的颗粒,如图2(d)所示,且与载体之间存在显著的明暗对比,优先分布于载体孔道边缘及交界处。分布特征有利于反应物传质和活性位点暴露,为后续催化反应提供了良好的结构基础。

2.2 XPS分析

从图3(a)的全谱中可观察到5个特征峰,分别为Al 2p、O 1s、Co 2p、Fe 2p和C 1s,其中,C 1s来源于测试环境中的碳污染,被用作结合能校准参考,可排除催化剂本身含碳组分的可能性。

图3(b)的Co 2p精细谱显示,结合能为779.6 eV和794.8 eV的特征峰分别对应于Co 2p_3/2和 Co 2p_1/2的主峰,卫星峰分别位于785.9 eV和 802.5 eV。主峰与卫星峰的特定结合能位置及特征峰形表明,Co元素仅以+2价态存在^[12]。在图3(c)的Fe 2p精细谱中,结合能为710.8 eV和724.6 eV的主峰分别对应于Fe 2p_3/2和Fe 2p_1/2,位于719.1 eV处的明显卫星峰为Fe³⁺的典型特征。在709.5 eV附近未观察到Fe²⁺特征峰,说明铁元素以+3价态存在^[13]。

2.3 BET分析

通过N₂物理吸附-脱附测试对γ-Al₂O₃载体及Fe-Co/γ-Al₂O₃催化剂进行了孔结构表征。γ-Al₂O₃载体表现出Ⅳ型吸附等温线特征,并在相对压力P/P₀=0.4~0.8区间内呈现类似于H1型的滞后环,如图4(a)、(b)所示,表明其具有孔径分布集中且较为均匀的介孔结构。负载Fe-Co后,Fe-Co/γ-Al₂O₃的等温线形状与滞后环类型未发生明显改变,介孔结构框架得以保持,如图4(c)、(d)所示。比表面积和微孔体积的下降证实活性组分已成功负载并可能修饰了孔道内部表面。由表1可知,负载Fe-Co后γ-Al₂O₃的孔结构参数发生变化,比表面积由153.3 m²/g减小为134.5 m²/g,微孔面积下降,平均孔径则从6.75 nm略微增大至7.12 nm。结果证实Fe-Co已成功负载至γ-Al₂O₃,可能堵塞了部分微孔。

2.4 XRD分析

如图5(a)所示,γ-Al₂O₃载体在2θ=37.48、45.66°和67.26°处显示出典型衍射峰,所有峰位均与γ-Al₂O₃标准卡片(PDF#10—0425)匹配且无杂峰,表明具有高相纯度。

如图5(b)所示,Fe-Co负载后(Fe-Co/γ-Al₂O₃),在33.46°和59.34°处出现新衍射峰,该峰归属于尖晶石CoFe₂O₄(PDF#22—1086),证实Fe-Co以尖晶石相形式成功负载^[14]。同时载体主峰发生变化,45.66°峰宽化,67.26°峰强度显著降低。这证实Fe-Co不仅负载于表面,部分可能渗透或与γ-Al₂O₃表层晶格相互作用,诱导局部晶格畸变,导致峰形变化。但γ-Al₂O₃的主体衍射特征峰仍清晰可辨,证明整体晶体结构在修饰后保持稳定。

3 结果与讨论

3.1 臭氧流量

初始反应条件为pH=7、Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L、PDS浓度20 mmol/L、TMAH浓度200 mg/L,研究不同臭氧流量对TMAH降解效果的影响,结果如图6所示。

由图6可知,反应前15 min随着臭氧流量从 1 L/min增加至6 L/min,TMAH无机化率从22.58%提升至58.34%,反应速率常数k_obs从0.007 82 min^-1增加至0.023 26 min^-1,说明提高臭氧浓度促进了 ·OH的生成,如式(2)、(3)所示^[15],从而显著加快了TMAH的降解速率。降解速率在臭氧流量为 5 L/min时达到最高值,流量增至6 L/min时反而下降,表明过量臭氧与·OH发生淬灭反应,如式(4)、(5)所示^[16],对TMAH降解产生抑制作用。Ji等^[17]在处理抗生素废水时发现,臭氧流量为0.25 L/min时降解率最高,继续增加流量反而导致降解率下降。因此,综合考虑TMAH降解效率与经济性,后续选择臭氧流量为5 L/min进行试验。

(2)$\mathrm{O}_{3}+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \longrightarrow 2 \mathrm{HO}_{2}.$

(3)$\mathrm{O}_{3}+\mathrm{HO}_{2} \cdot \longrightarrow \cdot \mathrm{OH}+2 \mathrm{O}_{2}$

(4)$2 \cdot \mathrm{OH}+\mathrm{O}_{3} \longrightarrow 2 \mathrm{O}_{2}+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O}$

(5)$\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{HO}_{2} \cdot \longrightarrow \mathrm{O}_{2}+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O}$

3.2 PDS浓度

初始反应条件为pH=7、Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L、臭氧流量5 L/min、TMAH浓度200 mg/L,研究不同PDS浓度对TMAH降解效果的影响,结果如图7所示。

由图7可知,当PDS浓度从10 mmol/L增至 25 mmol/L时,k_obs由0.014 37 min^-1提升至0.030 29 min^-1,反应90 min后无机化率从73.59%升至94.86%,归因于随着PDS浓度增加生成更多S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·,加快TMAH降解速率。当PDS超量投加25 mmol/L时,k_obs骤降至0.015 66 min^-1,无机化率衰退为80.27%,主要原因是S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·被过量PDS淬灭生成氧化能力较弱的S${\mathrm{O}}_{4}^{2-}$,如式(6)所示;PDS竞争占据催化剂表面活性位点,削弱催化臭氧产生·OH;PDS水解,反应如式(7)所示,导致pH下降,影响自由基的生成路径与反应效率^[18]。因此,PDS浓度为 25 mmol/L时反应效果最佳,超过该浓度时协同效应显著减弱。

(6)$\mathrm{SO}_{4}^{-} \cdot+\mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-} \longrightarrow \mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{-} \cdot+\mathrm{SO}_{4}^{2-}$

(7)$\mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-}+2 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \longrightarrow \mathrm{HO}_{2}^{-}+2 \mathrm{SO}_{4}^{2-}+3 \mathrm{H}^{+}$

3.3 催化剂负载

初始反应条件为pH=7、Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L、臭氧流量5 L/min、PDS浓度为25 mmol/L、TMAH浓度200 mg/L,研究不同催化剂负载对TMAH降解效果的影响,结果如图8所示。

由图8可知,当Fe/Co固定为1∶1时,反应速率常数随负载量增加呈先升后降的趋势。当负载量为5%时,活性位点不足导致反应速率降低;负载量为10%时,k_obs值最大为0.030 29 min^-1;负载量增加至15%时,由于金属团聚和孔道堵塞等问题,传质效率下降。固定10%负载量下,当比例调整为1∶2时,Co占比提升增强PDS活化能力^[19],但Fe减少削弱臭氧催化活性^[20];而Fe/Co=2∶1时,Fe过量抑制Co活性中心,降低PDS活化效率。上述结果表明,10%负载量下Fe/Co=1∶1时,金属位点充分暴露且比例均衡,实现TMAH高效降解。

3.4 催化剂投加量

初始反应条件为pH=7、臭氧流量5 L/min、PDS浓度为25 mmol/L、TMAH浓度200 mg/L,研究不同Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量对TMAH降解效果的影响,结果如图9所示。

由图9可知,随着催化剂投加量从0.5 g/L增加至1 g/L,TMAH的无机化率显著提高。反应 15 min后,无机化率从48.47%上升至60.27%,k_obs也从0.022 39 min^-1增加到0.030 29 min^-1。归因于催化剂投加量增加提供了更多活性位点,从而强化了O₃/PDS协同体系的催化效率。然而,当投加量超过1 g/L时无机化率下降,主要是催化剂过量导致颗粒团聚,比表面积减小,同时阻碍臭氧的传质过程降低了反应效率^[21]。因此,后续选择催化剂投加量为1 g/L进行试验。

3.5 pH

初始反应条件为Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L、臭氧流量5 L/min、PDS浓度为25 mmol/L、TMAH浓度200 mg/L,研究不同pH对TMAH降解效果的影响,结果如图10所示。

由图10可知,在中性至弱碱性环境pH=7~9的条件下,TMAH降解效果最优,反应90 min后无机化率分别达到94.86%和96.81%,表明此pH范围有利于催化O₃/PDS生成·OH和S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·,从而高效降解TMAH。相比之下,pH=3效率最低,反应 90 min后无机化率为71.29%,主要归因于高浓度H⁺质子化抑制催化剂表面活性位点,且淬灭S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·,如式(8)所示,削弱自由基链式反应^[22]。强碱条件下pH=12虽优于酸性环境,但效率仍低于中性pH,因过量OH^-引发臭氧无效分解,如式(9)~(11)所示^[23],生成的超氧自由基(·${\mathrm{O}}_{2}^{-}$)氧化电位较低(E⁰=1.05 V),难以有效矿化有机污染物。因此,后续试验将pH调节至9以取得最佳效果。

(8)$\mathrm{SO}_{4}^{-} \cdot+\mathrm{H}^{+} \longrightarrow \mathrm{HSO}_{4} \cdot$

(9)$\mathrm{O}_{3}+\mathrm{OH}^{-} \longrightarrow \mathrm{O}_{2}+\mathrm{HO}_{2}^{-}$

(10)$\mathrm{O}_{3}+\mathrm{HO}_{2}^{-} \longrightarrow \cdot \mathrm{O}_{2}^{-}+\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{O}_{2}$

(11)$\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{OH}^{-} \longrightarrow \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+\mathrm{O} \cdot{ }^{-}$

3.6 自由基淬灭

在TMAH初始浓度为200 mg/L、pH为9、臭氧流量5 L/min、PDS浓度为25 mmol/L以及Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L的条件下,分别加入活性自由基淬灭剂叔丁醇(TBA)、甲醇(MeOH)以及对苯醌(p-BQ),探究·OH、S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·和·${\mathrm{O}}_{2}^{-}$对TMAH降解效果的影响,如图11所示。

由图11可知,无淬灭剂条件下,90 min内无机化率达96.81%;加入TBA淬灭·OH后,无机化率降至62.89%;加入MeOH同时淬灭S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·与·OH后,无机化率降至23.15%,证实S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·起主导作用;加入 p-BQ淬灭·${\mathrm{O}}_{2}^{-}$仅起微小抑制作用。由此表明,S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·是TMAH矿化的主要活性物种,高氧化电位可有效断裂TMAH的C—N键^[24],·OH起辅助作用,实现逐步去甲基化^[25],二者通过协同反应增强氧化能力。

3.7 催化剂重复使用次数

为探究催化剂Fe-Co/γ-Al₂O₃的稳定性,在相同条件下完成5次循环试验,每完成一次试验,通过抽滤收集Fe-Co/γ-Al₂O₃,经0.5 mol/L HCl浸泡30 min后用去离子水反复清洗,置于烘箱中105℃烘干,再进入下一次试验,试验结果如图12所示。

由图12可知,催化剂的活性随着重复使用次数的增加而缓慢降低。催化剂第3次重复使用时,90 min后TMAH无机化率为87.53%。催化剂经过5次重复使用后,TMAH无机化率略有下降,但能保持在85.59%。因此Fe-Co/γ-Al₂O₃在催化O₃/PDS体系中具有良好的稳定性。

3.8 Fe-Co/γ-Al₂O₃催化O₃/PDS降解TMAH机理

基于上述研究,Fe-Co/γ-Al₂O₃催化O₃/PDS降解TMAH的机理,如图13所示。首先,PDS和O₃被吸附到催化剂表面,γ-Al₂O₃载体不仅提供了高分散的活性位点,表面也可能促进了反应物的富集与传质。核心反应机制是双金属Fe-Co协同作用,Co²⁺作为活化PDS产生S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·的关键活性位点,如式(12)所示^[19]。Fe³⁺除可辅助活化PDS外,还可与Co²⁺发生电子转移生成Co³⁺,如式(13)所示^[26],从而构建催化循环。生成的S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·和·OH,共同攻击TMAH分子,通过C—N键断裂和逐步去甲基化路径,生成TMA、DMA和MMA,最终降解为氨氮和硝态氮^[24-25]。此外,臭氧在催化剂表面直接分解产生其他活性氧物种如·${\mathrm{O}}_{2}^{-}$,共同降解TMAH。

(12)$\mathrm{Co}^{2+}+\mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-} \longrightarrow \mathrm{Co}^{3+}+\mathrm{SO}_{4}^{-} \cdot+\mathrm{SO}_{4}^{2-}$

(13)$\mathrm{Fe}^{3+}+\mathrm{Co}^{2+} \longrightarrow \mathrm{Fe}^{2+}+\mathrm{Co}^{3+}$

4 结论

(1)Fe-Co/γ-Al₂O₃催化剂中Fe-Co以尖晶石相CoFe₂O₄负载至γ-Al₂O₃,Co²⁺、Fe³⁺价态分布优化,为催化活性提供了良好结构基础。

(2)pH 7~9利于自由基生成,在pH=9、臭氧流量5 L/min、PDS浓度25 mmol/L、Fe-Co/γ-Al₂O₃投加量1 g/L、TMAH浓度200 mg/L条件下,90 min时无机化率为96.81%。

(3)S${\mathrm{O}}_{4}^{-}$·是降解TMAH的主要活性物种,通过C—N键断裂实现高效降解,·OH辅助去甲基化,二者协同提升降解效率。

(4)催化剂Fe-Co/γ-Al₂O₃经5次循环使用,TMAH无机化率仍保持在85%以上,在催化O₃/PDS体系降解TMAH中具备应用潜力。

参考文献

原文顺序 | 出版日期 | 本文引用

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