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随着我国的经济的发展，废水排放量逐年增加，特别是染料废水[1]和医药废水[2]，均属于高浓度、难降解的有机废水，对环境、生物以及人体健康有着巨大的威胁。罗丹明B （RhB） 作为一种典型的阳离子碱性染料广泛存在于染料废水[3]，而磺胺嘧啶 (SD) 则作为一种典型的广谱抗菌剂广泛存在于医药废水[4]，两种典型的有机污染物均为人工合成杂环化合物，且具有一定的生态毒性和难降解的特性[5]。难降解的特性主要来源于RhB和SD在结构上的相似性，即氨基和苯环结构，苯环结构具有不易加成，不易氧化，环状结构稳定的特性。
为解决上述问题，大量技术已经应用于处理染料废水和医药废水，例如吸附[6]、膜分离、絮凝沉淀[7]、光催化降解[8]和高级氧化[9]等。其中的高级氧化技术因具有高效性和非选择性等优点，在催化降解领域受到广泛的关注，包括芬顿氧化、臭氧氧化、超声氧化、电化学氧化以及光催化氧化[10-13]等。芬顿氧化作为一项有望大规模应用的技术而受到广泛关注。传统均相芬顿氧化的原理是在酸性条件下，Fe2+可以催化H2O2分解，生产羟基自由基（·OH的氧化还原电位为2.20 V），·OH具有强氧化性、无选择性的优点，可以将难降解的有机物彻底氧化降解[14]。然而传统的均相芬顿法在处理过程中会产生大量的铁泥，增加后续处理的成本，同时催化剂难以分离回收和铁离子流失易造成二次污染。以零价铁（ZVI）为代表的非均相类芬顿催化剂的发展有效减少了传统芬顿工艺铁污泥的产生，ZVI催化剂具有低毒、廉价、易操作且对环境不会产生二次污染等优点。
赤泥（RM）是在铝土矿生产氧化铝过程中产生的固体废物[15]。根据国际铝业协会（IAI）的数据，2019全球氧化铝产量为1.32亿t。拜尔工艺生产氧化铝过程中，每生产1 t氧化铝就会产生0.8—1.5 t的赤泥，因此2019赤泥的产量为1.06—1.98亿t。目前赤泥的主要的处理方式为露天堆存[16]，占用了大量的土地资源，尽管赤泥属于一般固体废物，但其强碱性给堆存场和周边环境带来了严重的危害：赤泥颗粒属于细颗粒，当其风化时易造成粉尘污染；部分地区赤泥重金属含量相对较高，其淋滤液流入地下水会导致地下水硬度增加和重金属含量升高；赤泥具有高碱性，其淋滤液流入周边土壤，污染土壤，影响植物的生长。因此赤泥的资源化[17]是解决铝行业可持续发展问题的关键。
赤泥因具有化学成分稳定，有价金属含量高，比表面积大，孔隙结构丰富等优点，而有望被应用于环境修复。作为吸附剂，吸附土壤中的重金属和有机污染物[18-19]；作为絮凝剂，沉淀水体中的磷[20]；作为催化剂应用于高级氧化[21]，赤泥的多金属氧化物共存特性使其不易中毒。
本文以赤泥为铁源，废弃活性炭（WAC）为碳源，通过还原焙烧-磁选二步法，制备了赤泥基零价铁（ZVI/RM）材料，通过X射线粉末衍射（XRD）、X射线荧光光谱分析（XRF）、全自动比表面积与孔隙度分析（ASAP）、扫描电子显微镜-能谱仪（SEM-EDS）对材料进行表征，并将ZVI/RM应用于罗丹明B（RhB）和磺胺嘧啶（SD）的催化降解，研究了ZVI/RM催化降解性能的影响规律，确定了反应的活性物种，提出了SD的降解路线。
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试剂：赤泥来源于某铝业公司（中国，广西百色），废弃活性炭主要来源于某工厂吸附VOCs饱和后的废弃物堆存仓库（中国，广东广州），30%过氧化氢（H2O2，分析纯，广州化学试剂厂），罗丹明B（Rhodamine B，分析纯，阿拉丁），磺胺嘧啶（Sulfadiazine，分析纯，阿拉丁）。
仪器：SK-G06123K管式炉（天津中环电炉股份有限公司），JJ-1型定时电动搅拌器（上海矛华仪器设备有限公司），PHS-3C pH计（上海仪电科学仪器股份有限公司），UV-2000型紫外可见光分光光度计（美国尤尼科公司），D8 VENTURE型X射线单晶衍射仪（美国布鲁克公司），EDX-7000型能量色散型X射线荧光光谱仪（日本岛津公司），ASAP2460型全自动比表面积与孔隙度分析仪（美国麦克默瑞提克公司），超高分辨率场发射扫描电镜（德国蔡司公司），能谱仪（美国布鲁克公司），e2695型高效液相色谱（美国安捷伦公司），Q-Exactive型超高分辨四极杆组合静电场轨道阱液质联用仪（美国赛默飞公司）。
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称取一定量的赤泥和废弃活性炭(WRM/WWAC=3∶2)，在研钵中充分混合10 min，得到颜色均匀的混合样；将混合样品转移至刚玉坩埚中，盖上坩埚盖，坩埚移至管式炉中；通入N2，流速为0.2 L·min−1，在900 ℃下焙烧4 h。待炉内温度降至常温后取出，得黑色粉末。最后通过湿式磁选法分离出磁性组分，即得赤泥基零价铁（ZVI/RM）。将2.5 g的ZVI/RM投入5 mL浓HCl溶液中，去除其中的零价铁，获得的产物命名为HZVI/RM。使用公式（1）计算ZVI/RM的产率：
式中，PE为ZVI/RM的产率；mMS为磁选产物的质量，mT为混合样总质量。
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类芬顿催化降解实验以RhB和SD为目标污染物，机械搅拌，采用玻璃烧杯。实验流程：称取ZVI/RM 20 mg加入到100 mL浓度为50 mg·L−1的RhB溶液中，称取10 mg的ZVI/RM加入到100 mL浓度为20 mg·L−1的SD溶液中，调节pH值为3.00，投加浓度为1 mmol·L−1的H2O2 ，在恒定搅拌速率下（200 r·min−1）使其均匀分散在溶液中，每隔特定反应时间取样5 mL，过0.45 μm水系滤膜得滤液，利用紫外可见光分光光度计（λmax=554 nm）测定RhB浓度，利用高效液相色谱仪（液相色谱条件：C18反向柱，流动相为体积分数为15%的乙腈和85%的0.2 mol·L−1的乙酸钠，流速为0.8 mL·min−1，UV检测波长为270 nm，T=303 K）测定SD浓度，使用公式（2）计算RhB和SD的降解率（DE）
式中，DE为降解率；C0分别为RhB或者SD初始浓度；Ct分别为t时刻的RhB或者SD浓度。
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取100 mL浓度为50 mg·L−1的RhB溶液于烧杯中，调节pH为3.00，加入20 mg催化剂，分别加入正丁醇和对苯醌，在恒定搅拌速率（200 r·min−1）下加入1 mmol·L−1 H2O2，每隔特定时间取样5 mL，过0.45 μm水系滤膜得滤液，利用紫外可见光分光光度计（λmax=554 nm）测定RhB浓度，以公式（1）得出的降解率判断ZVI/RM在芬顿催化反应中的活性物种。
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取100 mL浓度为20 mg·L−1的SD溶液于烧杯中，调节pH为3.00，加入20 mg催化剂，在恒定搅拌速率（200 r·min−1）下加入1 mmol·L−1 H2O2，分别在时间点2.5、5、10 min取样1 mL，过0.22 μm水系滤膜得滤液，加入100 μL甲醇，利用LC-MS在正离子和负离子模式下检测催化降解反应过程中的中间产物。
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图1为不同温度对ZVI/RM产率的影响。焙烧温度分别为700 、800、900 ℃，停留时间4 h。随着温度的升高，ZVI/RM产率呈现上升趋势，由14.59%上升到56.67%。这主要是RM与WAC在900 ℃发生了烧结，即RM粉末颗粒与WAC粉末颗粒粘结成块，机械强度增加，形成具有磁性的致密体，此外，在还原焙烧的过程中，RM中的碱性氧化物(如FeO，CaO)与WAC中的酸性氧化物SiO2相互作用，形成了低熔点化合物，因此在900 ℃下焙烧能获得较高的ZVI/RM产率。
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图2a为在不同废弃活性炭（WAC）投加量（5%、20%、40%、60%）下制备的ZVI/RM（ZVI/RM-5、ZVI/RM-20、ZVI/RM-40、ZVI/RM-60）对RhB催化降解的过程。RhB浓度为50 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH 3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。与ZVI/RM-20、ZVI/RM-40和ZVI/RM-60相比较，ZVI/RM-5基本不能催化降解RhB， ZVI/RM-5的XRD图谱（图2b）的结果表明，ZVI/RM-5中不存在ZVI的特征衍射峰，其特征峰主要符合FeAl2O4、Al2O3和SiO2的标准卡片，这表明碳含量低于5%时，无法将赤泥中的氧化铁还原为ZVI[22]。ZVI/RM-20、ZVI/RM-40和ZVI/RM-60在对RhB的催化降解上表现出近似的性能，其中ZVI/RM -40的催化降解性能最优。究其原因，这可能是由于ZVI/RM-20中ZVI的分散程度较低，与RhB接触的量较少，因此RhB的降解效率就相对较低，而ZVI/RM -60中ZVI的含量较低，与H2O2 的接触量下降，因此RhB降解效率就有所下降。
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采用X射线衍射仪（XRD）对样品进行晶体结构的表征分析，所制备样品的衍射峰如图3所示。RM中的氧化铁的主要衍射峰出现在2θ=21.18°、33.11°、33.22°、35.61°和36.62°处，符合FeO(OH)的标准卡片（JCPDS No.81-0462) 和Fe2O3的标准卡片（JCPDS No.89-0598)。在ZVI/RM中，含铁的主要衍射峰主要在2θ=30.99°、36.50°、44.67°和65.02°处，符合Fe的标准卡片JCPDS No.87-0721） 和FeAl2O4的标准卡片（JCPDS No.34-0192)，表明赤泥中的氧化铁已经转变为了零价铁和部分铁铝尖晶石[23]。与ZVI/RM相比较，HZVI/RM中零价铁的特征衍射峰已经消失，而铁铝尖晶石特征衍射峰强度显著增强，这主要是ZVI/RM中的零价铁可溶解于浓盐酸，铁铝尖晶石可稳定存在于强酸性环境中。
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对赤泥基零价铁（ZVI/RM）的形貌进行表征。由图4a—b可知，放大倍数为10000时的ZVI/RM为无定形块状形貌，表面存在许多球形颗粒物质，放大倍数为100000时，ZVI/RM的表面存在许多细小褶皱，表面附着的球形结构呈出大小不一的棉花状结构。图4d为图4c聚合体的能谱扫描结果图，可以看出Fe元素均匀分布在材料上，与Al2O3和SiO2混合共存。图4f为图4e的能谱扫描结果图，可以看出存在于不规则球形结构表面的元素主要为Fe、Al、Si和O，其中Al、Si和O元素主要来源于赤泥和废弃活性炭中的Al2O3和SiO2，Fe元素则主要来源于赤泥中的Fe2O3。
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赤泥（RM）、废弃活性炭（WAC）和赤泥基零价铁（ZVI/RM）的主要化学组分通过XRF表征和化学分析获得，结果如表1所示。与赤泥相比，Fe2O3与Al2O3的含量分别从46.97%和31.48%下降到39.34%和23.15%，SiO2的含量从12.79%上升到了25.82%，表明在焙烧过程中RM中含铁粉末颗粒与WAC粉末颗粒之间发生粘结，在磁选过程中富含零价铁的聚集体被分离，最终导致ZVI/RM中SiO2百分比含量的显著上升，以及 Fe2O3与Al2O3的百分比含量的下降。
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图5为ZVI/RM的N2气吸附-脱附等温线及孔径分布，可以看出ZVI/RM具有IUPAC分类法中的Ⅱ型等温线[24]，在相对压力P/P0＞0.30时，出现了一个H3型滞后环，表明样品具有介孔结构，主要分布在2.6—3.3 nm，比表面积为74.61 m2·g−1。
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RM、ZVI/RM、HZVI/RM对RhB的去除过程如图6所示，作为对照的空白实验及吸附实验结果也列于其中。RhB浓度为50 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH值为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。结果表明，RhB在投加H2O2的条件下基本不分解，这表明RhB的化学性质稳定且不易被H2O2氧化。ZVI/RM吸附RhB在10 min内已经达到平衡状态，这表明ZVI/RM具有一定的吸附能力且吸附过程能在短时间内达到平衡状态。相较于ZVI/RM，HZVI/RM和RM对RhB几乎没有降解效果（在10 min内对RhB的降解率分别为23.3%和28.2%），这个结果表明，RM中的Fe2O3和FeO(OH)以及HZVI/RM中的FeAl2O4均不能起到有效催化降解RhB的作用。相较于ZVI/RM吸附，ZVI/RM催化降解时，在10 min内对50 mg·L−1RhB的降解率为99.9%，这说明ZVI/RM中的ZVI能有效与溶液中H2O2反应生成羟基自由基等强氧化物[25]快速催化降解RhB，零价铁在RhB的催化降解中起到了关键作用。
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图7a为不同RhB初始浓度（50—140 mg·L−1）对RhB降解的影响，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。由图7a可知，RhB的浓度低于100 mg·L−1时，在30 min内RhB的降解率达到99.9%，当RhB的浓度大于100 mg·L−1时降解速率显著下降，继续增大RhB的浓度到140 mg·L−1时，RhB降解速率降至最低，说明当ZVI/RM投加量为200 mg·L−1时，可快速降解浓度低于100 mg·L−1的RHB，当RhB浓度高于100 mg·L−1时，RhB降解速率显著下降，速率显著下降主要是因为ZVI/RM有限的活性反应位点数量和吸附能力，当超过RhB浓度大于100 mg·L−1时，催化剂反应活性位点饱和且吸附达到平衡，导致RhB降解速率显著下降。
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图7b为不同H2O2浓度（1、10 、40 、70 、100 mmol·L−1）对RhB降解过程的影响，50 mg·L−1RhB，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH值为3.00。当溶液中H2O2浓度逐渐升高时，10 min内RhB降解率（99%、82%、77%、72%、69%）逐渐下降，反应120 min后，RhB的降解率均达到了99.9%，表明RhB的降解速率随着H2O2浓度的上升而下降。RhB降解效率的下降主要是因为H2O2的自分解（3）、·OH与H2O2反应（4）。此外，过量的H2O2 会与Fe3+ 反应生成反应活性较低的过氧羟自由基（HO2·）[26-27]，所以过量的H2O2将导致RhB降解速率显著下降，同时降低H2O2的利用率。
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图8a为ZVI/RM投加量（100、200、400、600 mg·L−1）对RhB降解过程的影响，RhB浓度为50 mg·L−1，初始pH值为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。如图8a所示，随着ZVI/RM投加量的增加，其对RhB的降解速率显著增大，在90 min内RhB的降解率均达到99.9%，这主要是因为ZVI/RM投加量的增加提供了更多的活性反应位点，同时增大了催化剂的吸附量。因此，高的ZVI/RM投加量可以提高对RhB的芬顿催化降解效率。
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初始pH对RhB的降解有非常重要的影响，图8b为不同初始pH（pH=3.00—10.00）对RhB的降解过程的影响，RhB浓度为50 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1， H2O2浓度为1 mmol·L−1。由图8b可知，当pH=3.00和4.00时，在60 min内ZVI/RM对RhB降解率达到99.9%，当pH=5.00、6.00、7.00、8.00、10.00时，表明在酸性环境下，ZVI/RM对RhB降解效果好，这可能是因为酸性条件下零价铁催化H2O2 分解产生大量的·OH，且·OH需要较高的氧化电位。此外，H2O2 能在酸性环境中稳定存在。在120 min内ZVI/RM对RhB的降解率分别为43.3%、32.6%、35.4%、27.8%和35.6%，这主要是因为在碱性环境下，零价铁的浸出量显著下降和H2O2 的稳定性降低，导致·OH的浓度显著下降，从而抑制了RhB的降解。
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为了测定赤泥基零价铁（ZVI/RM）催化降解RhB的主要活性物种，选择正丁醇（N-BA），对苯醌（BQ）分别作为·OH和超氧自由基（·O2−）的捕获剂，RhB浓度为50 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH值为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。结果如图9所示，与无添加捕获剂的空白对照组相比，BQ对RhB的降解率无影响，N-BA对RhB降解的抑制作用非常明显，在10 min内RhB的降解率为40.3%，而后降解过程趋于平稳。该结果表明·OH为该芬顿催化降解反应的主要活性物种。
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图10展示了ZVI/RM投加量（50、100、200 mg·L−1）对SD降解过程的影响， RM催化降解和ZVI/RM吸附的对照组也列于其中。SD浓度为20 mg·L−1，初始pH值为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。从ZVI/RM的吸附量变化曲线可以看出，SD整个吸附过程主要发生在20 min内，而后达到平衡状态，吸附量为21.1%，表明ZVI/RM无法通过吸附作用来有效去除溶液中的SD。投加200 mg·L−1 RM，30 min内对SD的去除率为9.9%，而后去除过程趋于平稳，在120 min时达到15.4%，这表明RM主要通过吸附作用去除SD。当ZVI/RM投加量从50 mg·L−1上升到200 mg·L−1，废水中浓度为20 mg·L−1的SD的降解效率显著提升，在30 min内SD的降解率达到99.9%，表明随着催化剂投加量的提高，SD的降解效率也随之提高。
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图11a为不同浓度（10-40 mg·L−1）SD对SD降解过程的影响，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH值为3.00，H2O2浓度为1 mmol·L−1。由图11a可以看出，随着SD浓度的提高， SD的降解效率随之下降，在20 min内SD降解率均能达到99.9%，这表明低浓度的SD有利于ZVI/RM的催化降解，此外，当ZVI/RM的投加量为100 mg·L−1时，在20 min内对浓度低于40 mg·L−1SD的降解率可达到99.9%。
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图11b为不同H2O2浓度（1 、4 、7 、10 mmol·L−1）对SD降解过程的影响，SD浓度为20 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1，初始pH为3.00。图11b呈现出与图7b时相近的规律，这表明当H2O2 浓度在大于1 mmol·L−1时， H2O2 发生自分解反应，且H2O2 与羟基自由基(·OH)反应，导致SD降解速率的下降。
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图12为不同初始pH（pH=3.00—10.00）对SD降解过程的影响，SD浓度为20 mg·L−1，催化剂投加量为200 mg·L−1， H2O2浓度为1 mmol·L−1。如图12所示，初始pH对SD降解过程的影响与对RhB降解过程的影响相近，当pH=2.00和3.00时，在120 min内SD的降解率均达到99.0%以上，当pH=3.00时，10 min内SD的降解率达到99.9%，但当pH值高于5.00时，SD几乎不能降解，究其原因，一方面在碱性环境下，零价铁的浸出受到抑制，且Fe2+易发生絮凝沉淀，另一方面H2O2易分解成O2 和H2O，从而抑制了芬顿反应的进行。
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为了确定SD的的降解路径，利用LC-MS在正离子和负离子模式下检测降解反应过程中的中间产物。当SD浓度为20 mg·L−1，ZVI/RM投加量为200 mg·L−1，pH为3.00，T=298 K的反应条件下，获得了5种不同质荷比的中间产物（m/z=95、186、 200、216、300、302），结合Mass图谱和前人的研究，提出了一个可能的SD降解路径。如图13所示，SD上的N—H，S—N，N—C键被·OH攻击而断裂[4]，其中S—N键可在·OH的攻击下断裂成2-氨基嘧啶（P1）和苯胺，该两个中间产物之间相互反应生成P2（m/z=186），P2进一步与·OH反应生成另外两种中间产物，分别为P3(m/z=200)和P4(m/z=216)，此外，SD上的咪唑啉环会与·OH反应生成两种中间产物，分别为P5（m/z=300）和P6（m/z=302），最后产生的中间产物会被进一步氧化成小分子有机酸（例如甲酸和冰醋酸）和无机离子（例如NO3−， CO2 和 H2O）。
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本研究成功制备了具有良好催化性能的芬顿催化剂ZVI/RM，在优化条件下，该催化剂对RhB和SD的降解率均高达99.9%。对ZVI/RM的催化机理进行了探究和验证，ZVI/RM催化剂在芬顿催化体系下能有效降解罗丹明B和磺胺嘧啶主要归因于ZVI/RM上的零价铁，其能催化H2O2分解，生成的·OH，将RhB和SD的降解为无机化合物和无毒的小分子有机酸。说明该催化剂能有效催化降解染料和抗生素，实现了赤泥的资源化利用和有害难降解有机物的无害化处理。
赤泥基零价铁类芬顿降解罗丹明B和磺胺嘧啶的催化性能
The Fenton-like catalytic performance of zero valent iron based red mud for degradation of rhodamine B and sulfadiazine
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摘要: 为了有效去除废水中的有机污染物和实现赤泥(RM)的再利用，利用废弃活性炭（WAC）作为碳源，通过还原焙烧-磁选二步法制备了赤泥基零价铁（ZVI/RM）材料作为类芬顿催化剂催化氧化废水中常见的有机污染物罗丹明B（RhB）和磺胺嘧啶（SD）。材料表征结果表明，零价铁均匀分布在材料上，且材料具有明显的介孔结构。当初始pH为3.00，H2O2的浓度为1 mmol·L−1，ZVI/RM投加量为200 mg·L−1，RhB初始浓度为50 mg·L−1时，10 min内RhB的降解率达到99.9%。当初始pH为3.00，H2O2的浓度为1 mmol·L−1，ZVI/RM投加量为100 mg·L−1，SD初始浓度为20 mg·L−1时，10 min内SD的降解率达到99.9%，根据已知中间产物提出了SD的降解路线。研究结果表明，复合材料ZVI/RM能有效催化降解RhB和SD，有望运用于实际废水中有机物的去除。Abstract: To improve the degradation efficiency of rhodamine B (RhB) and sulfadiazine (SD) in Fenton-like reaction process, a novel catalyst, zero-valent iron-based red mud (ZVI/RM), was successfully synthesized. Two-steps method including reducing roasting and magnetic separation was implemented by reutilizing red mud as iron sources and activate carbon as reducing agent. Results indicate that ZVI can be uniformly distributed on RM surface with a mesoporous structure. For degradation, several parameters were systematically investigated, and results revealed that the removal efficiency of RhB can reach 99.9% within 10 min by keeping pH at 3.0, 1 mmol·L−1 of H2O2, 200 mg·L−1 of the catalyst, and 50 mg·L−1 of the initial RhB concentration. While the removal efficiency of SD can reach 99.9% within 10 min when the pH was kept at 3.0, H2O2 concentration at 1 mmol·L−1, the ZVI/RM dosage at 100 mg·L−1 and the initial concentration of SD at 20 mg·L−1. Additionally, a degradation pathway was proposed according to the intermediate products generated during the process. In sum, all the results suggest that ZVI/RM catalyst is a promising candidate in Fenton-like reaction process, which can not only improve the degradation efficiency of organic pollutants in wastewater, but also recycle solid waste.
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Key words:
- fenton-like reaction /
- red mud /
- zero valent iron /
- rhodamine B /
- sulfadiazine
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图 2 WAC投加量对RhB降解率的影响（a），ZVI/RM-5的XRD图谱（b）
Figure 2. The effects of RhB removal rate of WAC mass ratio (a) and XRD pattern of ZVI/RM-5 (b)
图 4 ZVI/RM的SEM图（a—c、e）及EDS图（d、f）
Figure 4. SEM images(a—c, e) and EDS energy spectrum（d, f） of ZVI/RM
图 5 ZVI/RM的N2吸附脱附曲线及孔径分布
Figure 5. Nitrogen adsorption-desorption isotherm and pore size distribution of ZVI/RM
图 7 RhB（a）和H2O2（b）浓度对降解率的影响
Figure 7. The effects of RhB (a) and H2O2 (b) concentration in RhB removal rate
图 8 ZVI/RM投加量（a）和初始pH值(b)对RhB降解率的影响
Figure 8. The effects of RhB removal rate of ZVI/RM dosage (a) and initial pH (b)
图 9 不同自由基猝灭剂对RhB降解的影响
Figure 9. The effects of different scavengers on RhB removal rate of ZVI/RM
图 11 SD（a）和H2O2（b）浓度对SD降解的影响
Figure 11. The effects of SD (a) and H2O2 (b) concentration in SD removal rate
表 1 RM、WAC和ZVI/RM的化学组成(%wt)
Table 1. Chemical composition of red mud and waste activated carbon
样品 Fe2O3 Al2O3 SiO2 TiO2 CaO C 烧失量 RM 46.97 31.48 12.79 4.33 2.35 — — WAC 4.04 8.50 34.74 0.49 2.53 38.96 45.01 ZVI/RM 39.34 23.15 25.82 3.65 4.38 — — 
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