1. 引言
电芬顿氧化作为一种能高效去除有机污染物，无二次污染，应用前景广阔的技术，因其具有强氧化能力、操作简便等优点，在工业废水深度处理领域得到广泛的关注和研究。三维电芬顿体系，是在传统二维平板电极电芬顿体系的基础上，填充催化剂负载的碳质粒子电极形成的新体系。催化粒子电极在体系中起到两个主要作用，一是作为三维电芬顿的非均相催化剂，二是充当三维电化学体系的粒子电极[1]。相对于传统电芬顿而言，三维电芬顿拥有更大的比表面积，且空间利用率、物质的传递速率和传质效果得到大幅提升，从而使反应速率和对污染物的降解效果得到提高[2]。
三维粒子电极是整个三维体系的核心，可以提高整个反应系统的传质效果、能耗比。在电极工作时，阴极表面生成的过氧化氢，被粒子电极催化活化生成具有强氧化性的羟基自由基，进而促进有机污染物的降解，目前，金属及金属氧化物负载的催化剂被广泛应用于粒子电极上，而催化剂常用的载体为活性炭[3] [4]。铁是目前在fenton催化氧化过程中应用最广泛的活性金属。除铁之外，还有其他具备类fenton催化活性的金属，如铜、锰、镍等[5]，金属铜具有lewis酸位点以及较低的环境毒性等特性，能在碱性环境中提高微酸环境，有利于fenton过程发生，维持体系良好的催化降解性能[6]。活性炭的比表面积大，对水中的有机污染物有强大的吸附能力，在三维电芬顿体系中，活性炭通电后引发电活性区域产生电吸附作用。除此之外，活性炭还具有催化过氧化氢分解成羟基自由基的功能[7]。因此，活性炭负载铜制备三维粒子电极受到广泛的研究和关注。meng等人[8]通过热解工艺制备出fe-cu-c颗粒，并填充到三维电芬顿反应器中降解对硝基苯酚(p-np)，在电流密度为20 ma/cm2、ph为中性的条件下，运行6 h后p-np和cod平均去除效率分别达88%和76%以上，此外，三维电芬顿反应器提供的局部酸性环境能有效保护颗粒电极。ren [9]利用铁和氮掺杂改性生物炭制备出fe-n-bc粒子电极，并构建三维电芬顿体系降解废水中的ni-edta，在电流强度为20 ma/cm2，电解质浓度0.05 mol/l，溶液初始ph为3.3，粒子电极投加量为2 g/l，h2o2浓度为10 mmol/l的条件下，反应120 min后，ni(ii)和toc的去除率分别可达94.1%和76.2%。此外，n掺杂丰富了颗粒电极表面的活性位点，同时有效降低颗粒电极的电阻并加速了电子转移。考虑到通过f-掺杂，可通过进入金属氧化物的晶格中替代o2−从而实现新的掺杂途径，制备成本与现有技术相比更加低廉高效，并进一步提升催化剂的稳定性和能耗比方面，本研究计划制备f掺杂铜氧化物负载活性炭新型复合催化剂，用作三维粒子电极，构建新的三维电芬顿体系。
本文将通过利用铜盐、氟化物掺杂活性炭，制备出f掺杂改性的铜氧化物负载的颗粒催化剂，并将此颗粒电极填充到三维电芬顿反应器中，用于降解2-np。从反应器体系参数角度研究f/cuox-gac颗粒构建的三维电芬顿系统在不同单因素影响下对2-np的催化降解效果。首先，对所制备催化剂进行初步表征；其次，通过改变反应时间、ph值、极板间距、电流密度、电极投加量、电解质浓度等影响因素[10] [11]，进行单因素实验，分析各个因素反应体系去除2-np效率的影响，并获得优化反应条件；最后，通过自由基猝灭实验探讨体系中自由基的产生及作用。
2. 实验部分
2.1. 试剂
三水合硝酸铜(cu(no3)2∙3h2o)、氢氟酸(40%, hf)、硫酸(h2so4)、氢氧化钠(naoh)、邻硝基苯酚(2-np)、硫酸钠(na2so4)、颗粒活性炭(gac，8-16目，载体催化剂专用)、乙醇(c2h5oh)等试剂均购自麦克林试剂有限公司，均为分析纯。实验中所有溶液均采用超纯水(18.2 mω∙cm)配置。
2.2. 催化剂的制备
首先，进行活性炭预处理：将活性炭柱依次放到0.05 mol/l的硫酸(1.35 ml硫酸稀释至500 ml)、氢氧化钠溶液(1 g氢氧化钠稀释至500 ml)中浸泡并煮沸30 min，用超纯水洗涤至滤液呈中性。再超声清洗30 min，最后在110℃的鼓风干燥箱中干燥12 h后备用。
其次，准确称取一定量的三水合硝酸铜，然后加入一定量的无水乙醇，配制成0.5 mol/l的cu(no3)2溶液(30.195 g三水合硝酸铜 250 ml无水乙醇)。磁力搅拌10 min，再超声波振荡10 min，使其充分溶解。然后将制备的cu(no3)2溶液倒入250 m1的锥形瓶中，放入80℃的水浴振荡器内进行恒温水浴振荡2小时，使得cu(no3)2溶液与乙醇发生反应。通过计算，将质量分数为40%的hf用无水乙醇进行稀释(0.555 ml氢氟酸 100 ml无水乙醇)，再将其加入锥形瓶中，继续恒温水浴振荡反应3 h，再取出倒入烧杯中备用。此溶液中，f元素与cu元素的摩尔比为1:10。然后将经过预处理后的活性炭柱加入制备的浸渍液中浸渍涂敷，动态浸渍12 h，在室温下密闭陈化24 h。再把经过浸渍涂敷的活性炭柱放入鼓风干燥箱中110℃干燥12 h，使溶剂大部分挥发。
最后，将干燥后的活性炭柱用马弗炉进行煅烧活化。煅烧的升温程序：室温升至300℃，升温速率控制在2℃/min，在300℃保持30 min。再升至400℃保持4 h，升温速率控制在4℃/min。完成上述步骤后再重复上述步骤进行3次即制备完成。为了比较不同颗粒之间的差异，采用不添加cu(no3)2和hf的情况下制备gac颗粒；在不添加hf的情况下制备cuox-gac颗粒。
2.3. 实验方法
实验使用的三维电芬顿反应器的配置如图1所示，反应的阴极活性炭片c (20 mm × 20 mm × 2 mm)，阳极是大小与阴极一致的ti片，电极间的距离可根据电极插孔的型号调节(可设置三个不同距离：2 cm、3 cm、4 cm)，在三维电芬顿反应器中间设有一个可拆卸的多孔反应槽，最大可容纳3 g f/cuox-gac颗粒，可用于改变催化剂的使用量，反应的阴阳两极接在一个可变直流电源上。本实验模拟废水中2-np的初始浓度为40 mg/l，分别对ph值、极板间距、电解电流、催化剂投加量、电解质浓度这几个实验影响因素进行单因素实验，控制除探究的因素外，其他反应条件设置在较利于反应的区间内，控制水力停留时间3 h，前两次每隔0.5 h取一次样，之后隔1 h取一次样，加上原水样一共取7次水样。
figure 1. diagram of three-dimensional electro-fenton reactor
图1. 三维电芬顿反应器图
2.4. 检测方法以及设备
使用紫外分光光度计法(uv-9000s)检测2-np，由吸收特征曲线，确定2-np的最大吸收波长为276 nm。记录每个样品的吸光度，通过朗伯比尔定律(公式1)得到样品浓度c：
(1)
其中a为吸光度，a为吸光系数，b为光程，c为样品浓度。
2-np的去除率通过(公式2)计算：
(2)
其中c0和ct分别代表初始和反应时间(t)时2-np的浓度。
使用扫描电子显微镜(sem)表征f/cuox-gac颗粒的表面形貌。能谱仪(eds)测定f/cuox-gac颗粒表面c、cu、o、f等元素的分布。本章节实验内容所用到的仪器如表1所示。
table 1. list of main experimental instruments
表1. 主要实验仪器一览表
序号 |
仪器名称 |
型号 |
生产厂家 |
1 |
马弗炉 |
mflx151-17 |
上海马弗炉科技有限公司 |
2 |
电子分析天平 |
jj224bc |
常熟市双杰测试仪器厂 |
3 |
酸度计(ph计) |
phsj-4f |
上海仪电科学仪器有限公司 |
续表
4 |
水浴恒温振荡器 |
thz-82 |
上海左乐仪器有限公司 |
5 |
紫外可见分光光度计 |
uv-9000s |
上海元析 |
6 |
扫描电子显微镜 |
fei quanta feg250 |
美国fei公司 |
7 |
直流电源 |
kxn-3020 |
深圳市兆信电子仪器设备有限公司 |
8 |
数显恒温水浴锅 |
hh-6 |
江苏杰瑞尔电器有限公司 |
9 |
鼓风干燥箱 |
xca-8000i |
天津市华北实验仪器有限公司 |
10 |
能谱仪 |
xplore 30 |
英国牛津仪器有限公司 |
11 |
超声波清洗器 |
jk-3200型 |
合肥金克尼机械制造有限公司 |
3. 结果与讨论
3.1. 催化剂性能对比
为探究不同催化剂对三维电芬顿体系降解2-np的影响，本课题制备了三种不同的催化剂，分别是活性炭(gac)、f掺杂铜氧化物负载活性炭复合催化剂(f/cuox-gac)、未掺杂f的铜氧化物负载活性炭复合催化剂(cuox-gac)。其中，活性炭在三维电芬顿体系中不仅起吸附作用，还发挥了粒子电极作用。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，ph = 4，极板间距4 cm，电流密度20 ma∙cm−2，催化剂投加量3 g，硫酸钠电解质浓度30 mm，反应时间180 min，催化剂分别为gac、cuox-gac、f/cuox-gac。
由图2可知，在180 min内，以f/cuox-gac催化剂构建的三维电极电芬顿体系对2-np的去除率最高，为81.25%。而cuox-gac次之，为68.91%。去除率最低的为gac，仅为57.23%。可见，将铜氧化物负载在活性炭上使得体系中2-np的去除率提高了11.68%，而将f掺杂铜氧化物负载活性炭催化剂，又使得体系中2-np去除率进一步提高了12.34%。
figure 2. the effect of different catalysts on the degradation efficiency of 2-np
图2. 不同催化剂对2-np降解效率的影响
由以上数据可以看出，掺杂f−后的氧化铜负载活性炭催化剂对污染物的去除效率提升更大。这可以归因于掺杂金属氧化物的活性炭颗粒经高温煅烧后形成许多细微孔道，增加了颗粒的比表面积。而f−半径(133 pm)和o2−半径(140 pm)大致相当，掺杂的f−可进入金属氧化物的晶格中替代o2−，使得催化剂的电化学催化活性大为提升，从而加快了对污染物的降解速率。
3.2. 催化剂表征
表征结果如图3所示，通过sem对f/cuox-gac颗粒的表面形貌进行表征发现，f/cuox-gac颗粒表面凹凸不平，附着着许多细小的白色颗粒，并有大量均匀分布的孔洞，比表面积较大，这将有利于污染物在颗粒表面的扩散，促进了污染物与颗粒之间的传质作用，从而加速对污染物的降解作用。
figure 3. sem images of f/cuox-gac particles
图3. f/cuox-gac颗粒的sem图谱
此外，为验证f已成功掺杂在颗粒电极上，对f/cuox-gac颗粒电极进行eds元素映射分析，结果如图4所示，c、o、f、cu元素均匀地分布在颗粒电极中。由表2可知，颗粒电极中含有f的质量分数为3.98%，原子分数为3.06%，证明f已成功掺杂在颗粒电极当中。
figure 4. (a) element mapping of f/cuox-gac particles; (b) element content diagram of f/cuox-gac particles
图4. (a) f/cuox-gac颗粒的元素映射图；(b) f/cuox-gac颗粒的元素含量图
table 2. eds analysis of element content table
表2. eds分析元素含量表
element |
weight % |
atomic % |
c |
65.77 |
80.01 |
o |
14.60 |
13.33 |
f |
3.98 |
3.06 |
cu |
15.65 |
3.60 |
totals |
100.00 |
100.00 |
3.3. 单因素影响实验
3.3.1. 催化剂投加量
f/cuox-gac作为粒子电极，可以为电化学反应提供反应位点。粒子电极的投加量大小将会对2-np体系反应效率产生显著影响。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，ph = 4，极板间距4 cm，电流密度20 ma∙cm−2，硫酸钠电解质浓度30 mm，催化剂为f/cuox-gac，反应时间180 min，催化剂投加量分别为1 g、2 g、3 g。
从图5中可知，随催化剂投加量逐渐增加，180 min内对2-np的去除率先升高后下降。当投加1 g f/cuox-gac催化剂时，在180 min内对40 mg/l的2-np的去除率为94.79%。当投加2 g f/cuox-gac催化剂时，在180 min内对40 mg/l的2-np的去除率为98.03%，去除率增大了3.24%。当投加3 g f/cuox-gac催化剂时，在180 min内对40 mg/l的2-np的去除率为91.78%，对污染物的去除率反而下降了6.25%。从而得出2 g f/cuox-gac催化剂时，对2-np的降解效率最大。这是因为，在一定范围内，更多的f/cuox-gac意味着有更多的活性位点[12]，并使电极表面积逐渐增加，进而使产生的活性物种逐渐增多，加快了对污染物的降解。但当粒子电极继续增加超过一定范围时，反应容器中有效极化的粒子电极数逐渐趋于饱和，电流效率和传质效能无法继续提高。同时，粒子与粒子之间形成的短路电流也不利于污染物的降解[13]。于凤娇[14]等在三维电芬顿催化降解四溴双酚a (tbbpa)效能的研究中，活性炭的投加量的大小影响着tbbpa的降解效率，投加量在0~6 g/l时随着活性炭浓度的增多，降解率出现先增大后减小的趋势，与本课题实验结果相似。
figure 5. the effect of catalyst dosage on the degradation efficiency of 2-np
图5. 催化剂投加量对2-np降解效率的影响
3.3.2. 电极间距
电解装置内部的场强和反应的电位差是由极板间距决定的[15]，较小的电极间距可以减少对流和扩散传质的传质距离，增强传质效果，但是电极间距的减小会降低电极电压；增大电极间距会增加电化学反应空间，但是过大的电极间距会导致颗粒的感应电流降低，对流和扩散传质的传质距离也会增加，导致反应速率降低，能耗增大，使电能绝大部分浪费在析氧和析氢等副反应上，增加运行的成本。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，ph = 4，电流密度20 ma∙cm−2，硫酸钠电解质浓度30 mm，催化剂为f/cuox-gac，反应时间180 min，催化剂投加量为2 g，极板间距分别为2 cm、3 cm、4 cm。
由图6可见，随着电极间距增大，180 min反应时间内由f/cuox-gac催化剂构建的三维电芬顿系统对40 mg/l 2-np的去除率先增大后减小。电极间距在2 cm、3 cm、4 cm时，对2-np的去除率分别为96.50%、98.03%、92.75%。电极间距2 cm至3 cm，去除率增加了1.53%，而3 cm至4 cm，去除率降低了5.28%。其中，电极间距为3 cm时，三维电芬顿系统对2-np的去除率最高。原因如下：在保证其他条件相同的情况下，三维电芬顿体系中的场强与电极间距成反比，极板间距减小，感应电流增加，污染物的传质距离变短，但过小的电极间距，除了会使粒子电极堆积阻碍电流外，还会使f/cuox-gac游离到极板两侧，减少极化的f/cuox-gac数目，从而降低对2-np的降解效率。
figure 6. the effect of electrode spacing on the degradation efficiency of 2-np
图6. 电极间距对2-np降解效率的影响
由此可见，电极间距为3 cm时，不仅能减少反应能耗，而且还能加快反应速率，为本实验最佳条件。高崇[16]在负载型三维电极电fenton法处理偶氮染料废水试验研究中，得出极板的间距是影响该试验方法处理效果的重要因素之一，极板间距过大过小都不利于反应的进行，与本实验结果相似。
3.3.3. 电流密度
电流密度是调节废水处理效果的关键参数，可以从根本上影响体系中•oh的产量[17]。电流密度较低时，由于电极板之间的电位差不足而导致电子不能快速转移，这将直接影响h2o2的生成量。电流密度过高也会使已生成的部分h2o2发生分解，由于分解导致的h2o2积累量不足又会进一步影响•oh的生成量[18]。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，ph = 4，硫酸钠电解质浓度30 mm，催化剂为f/cuox-gac，反应时间180 min，催化剂投加量为2 g，极板间距为3 cm，电流密度分别设定为10 ma∙cm−2、20 ma∙cm−2、30 ma∙cm−2。
figure 7. the effect of current density on the removal rate of 2-np
图7. 电流密度对2-np去除率的影响
由图7可知，体系中2-np去除率如下：30 ma∙cm−2 > 20 ma∙cm−2 > 10 ma∙cm−2。随着电流密度增大，180 min内由f/cuox-gac催化剂构建的三维电芬顿系统对40 mg/l 2-np的去除率也逐渐增大。本次实验中，电流密度10 ma∙cm−2、20 ma∙cm−2和30 ma∙cm−2的去除率分别是87.48%、98.03%和100%。在20 ma∙cm−2与30 ma∙cm−2的电流密度对比下可以发现，在30 min到120 min这段时间里，20 ma∙cm−2下的去除率要比30 ma∙cm−2的要高，原因就在于：电流密度增加，电压随之增加，被极化颗粒感应电压也增加，加速了颗粒电极表面电子迁移速率，电流密度增加到一定程度，也会导致各种副反应的产生以及能耗增大，导致极板析氢、析氧副反应的发生，使电极表面产生部分气泡，加速极板腐蚀，阻碍•oh和h2o2等活性物质的生成，所以在这段时间内，30 ma∙cm−2的去除率要低于20 ma∙cm−2，但是更高的电流密度其去除率也更高，所以在120 min后，30 ma∙cm−2的去除率开始超过20 ma∙cm−2，最终达到100%。
本实验结果发现，电流密度为20 ma∙cm−2时，去除效率快，能耗较低。考虑到电流密度为30 ma∙cm−2时，能耗接近翻倍，但降解率才提高不到5%，因此，取20 ma∙cm−2为最优电流密度。
figure 8. the effect of initial ph on the removal rate
图8. 初始ph对去除率的影响
3.3.4. 初始ph
在三维电芬顿体系中，ph值也是影响h2o2生成的重要因素。ph过低时，极板上发生析氢反应，减少了h2o2和•oh的生成量。当ph较高时会抑制溶液中•oh的产生，同时h2o2在高ph条件下容易分解成o2和h2o [19]。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，硫酸钠电解质浓度30 mm，催化剂为f/cuox-gac，反应时间180 min，催化剂投加量为2 g，极板间距为3 cm，电流密度为20 ma∙cm−2，初始ph分别设定为4、7、10。
由图8可知，反应180 min后初始ph为4、7和10的体系中，2-np的去除率分别是98.03%、92.94%和89.27%，其中初始ph = 4时最终去除率最高，为98.03%。类芬顿反应在ph为3~4时运行效果较好[20]，在中性和碱性条件下，即ph = 7和10时，类芬顿反应非常弱。
本实验结果发现，当初始ph = 4时，去除效率和去除率均最高，所以ph = 4为最优初始ph。
3.3.5. 电解质浓度
电解质浓度增加有助于增加降解过程中电子传递效率，进而增加污染物与阴阳极板、颗粒电极间反应速率[21]；但是当溶液中阴阳离子过多时，会汇聚在阴阳极板、颗粒电极的表面，阻碍电子得失，使有效反应空间减少，反应速率下降。
具体实验条件如下：40 mg/l的2-np，ph = 4，催化剂为f/cuox-gac，反应时间180 min，催化剂投加量为2 g，极板间距为3 cm，电流密度为20 ma∙cm−2，电解质浓度设定为20、30、40 mm。
figure 9. effect of electrolyte concentration on removal rate
图9. 电解质浓度对去除率的影响
由图9可见，体系中2-np去除率：40 mm > 30 mm > 20 mm。本实验结果发现，180 min时电解质浓度20 mm、30 mm和40 mm的去除率分别为97.72%、98.03%和99.78%，其中电解质浓度为40 mm时的去除率最高，为99.78%。电解质浓度30 mm时，在0~160 min这段时间内反应效率最快，但是最终去除率只有98.03%，当电解质浓度为40 mm时，由于溶液中阴阳离子较多，使得前期反应速率下降，在160 min之前的去除率低于电解质浓度为30 mm时的去除率，考虑到经济成本问题，最优电解质浓度为30 mm。
3.3.6. 曝气速率
曝气有助于提升溶液中的溶解氧含量，增加对流和传质速率[22]；但是过高的曝气速率阻碍阴阳极板、颗粒电极的表面电子得失，使有效反应空间减少，反应速率下降。以上述实验最佳条件为基础，曝气速率分别设定为1.25 l/min、2.5 l/min、0 l/min，实验时间均为180 min。实验结果如图10所示。
figure 10. the effect of aeration rate on the degradation efficiency of 2-np
图10. 曝气速率对2-np降解效率的影响
由图10可见，体系中2-np的去除率：1.25 l/min > 2.5 l/min > 0 l/min。本实验结果发现，曝气速率为1.25 l/min时，2-np降解效率最高，但是最终去除率不到100%。在180 min内，三种情况下2-np的去除率都在增加，但增加曝气速率后降解效率明显提升。曝气速率为1.25 l/min 和2.5 l/min，虽然在180 min时，去除率相差不大。但当曝气速率为2.5 l/min时，由于过高的曝气速率阻碍电子得失，减少有效反应空间，使得反应速率下降，故曝气速率为2.5 l/min时的去除率低于曝气速率为1.25 l/min时的去除率。所以最优曝气速率为1.25 l/min，在180 min时去除率达到98.12%。
3.4. 体系对比
不同体系对2-np降解效率不同。本实验采取了六种不同的体系进行对比实验，分别是：未添加颗粒电极的二维电芬顿体系(2d 0.2 mm fe2 )、添加活性炭的三维电芬顿体系(gac 0.2 mm fe2 )、添加cuox-gac颗粒的三维电芬顿体系(cuox-gac)、添加f/cuox-gac颗粒的三维电芬顿体系(f/cuox-gac)和未添加颗粒电极的二维直接电解体系(2d)、添加活性炭的三维电催化体系(gac)。实验结果如图11所示。
由图11可见，(2-np的降解效率：三维电芬顿 > 三维电催化 > 传统电芬顿 > 直接电解)。2-np其中，f/cuox-gac构建的电芬顿体系中2-np的去除率最高，达到98.12%，而gac、2d 0.2 mm fe2 和2d的去除效果相对较差，分别为74.29%、75.39%、62.89%。同时，从实验结果发现添加fe2 可以提高2d和gac的去除效率，但其效果不如f/cuox-gac和cuox-gac。所以去除2-np的最优体系为f/cuox-gac(构建三维电芬顿体系)。
figure 11. comparison of 2-np degradation efficiency in different systems
图11. 不同体系2-np降解效率对比
3.5. 自由基猝灭
三维电芬顿技术[23]产生高活性的羟基自由基(•oh)，通过自由基的强氧化能力有效破坏有机物的结构，进而促进有机污染物的降解。自由基猝灭指在反应过程中，自由基与某些物质发生反应，导致其活性降低或消失。
figure 12. radicals quenching
图12. 自由基猝灭
2-np本实验采用tba来捕获三维电芬顿降解2-np的活性物种•oh。使用edta作为螯合剂，通过与金属离子形成惰性螯合物来抑制铜盐的类芬顿催化活性。结果如图12所示，在没有捕获剂的空白试验中，反应60 min对2-np的去除率为91.42%。添加tba捕获剂后，2-np在60 min的去除率为73.07%，下降了18.35%，从而表明了•oh是降解反应主要的活性物种。添加edta螯合剂后，2-np在60 min的去除率为69.89%，去除率略高于2d体系(49.31%)，表明f/cuox-gac颗粒在螯合剂存在下几乎完全失去了电催化活性。从以上数据得出，羟基自由基在2-np的降解中起了重要的作用，而催化剂中cu与过氧化氢反应是生成羟基的主要途径。
4. 结论
1) 本研究对比了活性炭(gac)、铜化物负载活性炭复合催化颗粒(cuox-gac)、f掺杂铜化物负载活性炭复合催化颗粒(f/cuox-gac)三种不同颗粒电极在相同三维电芬顿体系及反应条件下的有机物降解效果，发现f掺杂铜化物负载活性炭复合催化颗粒(f/cuox-gac)对2-np的去除率最高。
2) 通过sem及eds表征技术证明f成功掺杂在颗粒电极当中。
3) 通过单因素实验探究得出f掺杂铜化物负载活性炭复合催化颗粒(f/cuox-gac)作为三维电极在构建的三维电芬顿反应器最佳实验条件为2 g催化剂、ph = 4、电极间距为3 cm、电流密度为20 ma/cm2、电解质浓度在30 mm、曝气速率为1.25 l/min，在该条件下反应3 h邻硝基苯去除率98.12%。
4) 通过自由基猝灭实验探究得出：在本实验构建的三维电芬顿体系中，羟基自由基在2-np的降解中起了重要的作用，而催化剂中cu与过氧化氢反应是生成羟基自由基的主要途径。
致 谢
感谢广西大学资源环境与材料学院对本课题的支持和帮助。
基金项目
本文受广西大学资源环境与材料学院大学生创新创业训练计划项目资金支持。
notes
*通讯作者。