煤炭在我国能源结构中占首要地位，煤化工产业通过化学加工等方式，将煤炭转化为气、液、固燃料及多种化工产品。产业的不断深化发展保障了我国能源和化工原材料的需求，却也产生了大量的煤化工废水。煤化工废水色度高、成分复杂、可生化性差，此外还含有高浓度酚类、多环芳烃、杂环烃、氨氮、氰化物、硫化物等有毒有害污染物，属于典型的难降解工业废水^〔1〕。随着行业废水排放标准的逐步提高，我国目前以“物化+生化”为主体的处理工艺已很难将煤化工废水处理至达标排放，对煤化工废水进行深度处理愈发必要。

多相催化臭氧氧化技术对难降解有机物去除效率高、操作简单、成本较低、无二次污染，是目前最有应用前景的煤化工废水深度处理技术之一^〔2〕。其所使用的催化剂一方面可以提高臭氧由气相至液相的传质效率，另一方面可以促进臭氧分解转化为氧化能力更强的羟基自由基、超氧自由基、单线态氧等物质^〔3-4〕，因此，催化剂的活性是决定废水处理效率的关键因素。负载型过渡金属氧化物是最受关注的多相催化剂，其活性成分以锰、铁、铜、钛等的氧化物为主，载体包括活性炭和氧化铝等^〔5-7〕。由于煤化工废水中有机污染物的种类繁多，采用单一成分催化剂催化氧化效能有限，而复合催化剂因性能互补有助于提高对废水的处理效率而备受关注。

Mn元素具有多种氧化态，Mn³⁺/Mn⁴⁺氧化还原电对与臭氧之间的电子转移过程可有效促进臭氧分解^〔8〕。TiO₂表面Lewis酸性较强，而臭氧具有Lewis碱性，可被物理吸附或化学吸附在TiO₂表面，进而发生分子扭曲和分解^〔9〕。MgO属于碱土金属氧化物，它在水中可以提高溶液pH，从而促进臭氧的均相分解反应^〔10〕。虽然催化机制可能有所不同，但Mn、Ti、Mg的氧化物均表现出良好的催化臭氧氧化活性。将这3种氧化物复合在一起，有可能发挥协同催化作用并获得更优的废水处理效果。因此，本研究拟以氧化铝为载体制备Mn、Ti、Mg复合催化剂，并考察其催化臭氧氧化深度处理煤化工废水的效能。

活性γ-Al₂O₃小球，粒径3~5 mm，购自上海麦克林生化科技有限公司；硝酸锰、硝酸镁、钛酸丁酯等试剂均为分析纯，购自阿拉丁试剂公司。煤化工废水取自内蒙古某煤企废水处理工艺中的生化池出水，废水pH=7.8，COD、BOD₅、TOC、NH₃-N分别为156.0、23.8、40.12、5.7 mg/L，UV₂₅₄为1.25 cm^-1。

采用浸渍法制备复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃。量取20 mL钛酸丁酯、5 mL浓硝酸、8 mL去离子水，依次在剧烈搅拌的条件下逐滴加入到100 mL无水乙醇中，形成TiO₂溶胶。之后称取1.5 g硝酸锰、2.0 g硝酸镁溶解于10 mL无水乙醇中，再与TiO₂溶胶混合。在上述混合液中加入10 g活性Al₂O₃小球，放入恒温振荡箱中于30 ℃、180 r/min振荡条件下浸渍24 h，之后取出Al₂O₃小球在65 ℃的干燥箱中烘烤12 h，再放入马弗炉中于550 ℃焙烧4 h得到复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃。

为了考察Mn-Ti-Mg/Al₂O₃复合催化剂的性能，另外还制备了Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃ 3种单组分催化剂与之进行对比。称取1.5 g硝酸锰、2.0 g硝酸镁分别溶解于100 mL去离子中得到Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃催化剂的浸渍液，Ti/Al₂O₃催化剂的浸渍液为TiO₂溶胶。之后参照Mn-Ti-Mg/Al₂O₃复合催化剂的制备过程，使各浸渍液与载体反应制备单组分催化剂。

采用场发射扫描电镜（蔡司，Supra 55）分析催化剂的表面形貌；采用物理吸附仪（BELSORP）测试催化剂的比表面积和平均孔径；采用X射线光电子能谱仪（Thermo ESCALAB 250XI）分析催化剂中金属元素的存在状态，键能的测量值参考C 1s能带（284.7 eV）；采用Zeta电位仪（MALVERN，Nano ZS9）测试催化剂的等电点（pH_zpc）。

臭氧催化氧化实验装置如图1所示，将小球状催化剂放置于柱状玻璃反应器（高450 mm，内径47 mm）底部的砂芯板（平均孔径3~4 μm）上，反应器中加入500 mL煤化工废水。高纯氧气经臭氧发生器产生臭氧，由反应器中的砂芯板曝气释放到溶液中，臭氧尾气排出后被Na₂S₂O₃溶液吸收。臭氧与氧气混合气体流量为0.1 L/min，通过调节发生器的电流改变臭氧气体浓度，反应过程中计时取样并检测水质。

催化剂对臭氧的分解实验在恒温振荡箱中进行。将臭氧气体持续通入纯水中，30 min后得到饱和臭氧水溶液，分别量取200 mL饱和臭氧水溶液放入6个三角烧瓶中，再依次称取均为5 g的Al₂O₃、Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃、Mn-Ti-Mg/Al₂O₃分别放入5个三角烧瓶中，未放催化剂的三角烧瓶作为臭氧自分解的空白对照。将密封后的三角烧瓶放入恒温振荡箱振荡4 h（20 ℃，100 r/min），然后采用靛蓝法测定溶液中的臭氧浓度，根据臭氧浓度的降低比率衡量臭氧的分解情况。

采用多参数水质分析仪（连华科技，5B-3C）测定煤化工废水的COD、NH₃-N等指标；采用紫外可见分光光度计（莱伯泰科，Blue Star A）测定UV₂₅₄；采用总有机碳分析仪（岛津，TOC-VCPH）测定废水TOC；采用酸度计（赛默飞世尔，410C-01A）检测废水的pH；采用稀释接种法测定废水BOD₅；采用GC-MS分析废水中有机污染物。

煤化工废水GC-MS分析的预处理：（1）量取100 mL水样，用浓HCl调至pH≤2，加入10 mL二氯甲烷振荡萃取40 min，静置分层后取出有机相，重复萃取2次，合并有机相。（2）用0.1 mol/L NaOH溶液将上述萃取后水相调至pH≥11，加入二氯甲烷5 mL振荡萃取40 min，静置分层后取出有机相，重复萃取2次，合并有机相。（3）将上述有机相合并，过0.45 μm滤膜，用旋转蒸发仪（水浴60 ℃，真空度0.05 MPa）浓缩至近干，加入二氯甲烷定容至1 mL待测。

GC-MS（Agilent 6890/5973N）分析条件：采用石英毛细管柱（50 m×0.25 mm×0.25 μm），载气为氦气，流速1 mL/min，进样口温度250 ℃，柱温40 ℃，程序升温速度10 ℃/min，进样量 1 μL，分流比10∶1，传输线温度280 ℃，EI离子源，发射电子能量70 eV，扫描m/z范围45~500。

对载体Al₂O₃，单组分催化剂Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃以及复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的微观形貌进行SEM表征，结果见图2。

由图2可知，Al₂O₃载体的表面并不平整，高低起伏并分布有沟壑、孔隙；与载体相比较，Mn/Al₂O₃和Mg/Al₂O₃催化剂的表面存在更多比较分散的细微颗粒，推测可能是负载于载体上的MnO₂或MgO颗粒；Ti/Al₂O₃的表面更加致密化，并且存在非常明显的龟裂缝，推测可能是由于TiO₂凝胶在载体表面包裹比较密实，因此在后续焙烧过程中形成了致密而分裂的表面形貌；Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂的表面形貌与Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃比较相似，有细小颗粒物质分散分布于载体上。

对单组分催化剂Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃以及复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的组成进行EDS表征，结果见表1。

如表1所示，对于3种单组分催化剂，Mn、Mg、Ti元素的原子分数分别为1.09%、1.13%、3.31%，复合催化剂中，Mn、Mg、Ti元素的原子分数分别为0.23%、0.74%、1.05%。由此可知，3种金属元素被成功负载于Al₂O₃载体上，但由于是表面负载，因此金属负载量不高。另外，复合催化剂中3种金属元素的负载量均低于单组分催化剂，说明载体表面的金属负载量是相对有限的。

对复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃进行XPS表征，并与单组分催化剂Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃的XPS谱图进行对比，结果见图3。

图3（a）所示为催化剂Mn/Al₂O₃和Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的Mn 2p谱图。由图3（a）可知，2类催化剂的Mn 2p谱图均由2组峰组成，分别对应Mn 2p_1/2和Mn 2p_3/2的特征峰。根据文献〔11〕报道，Mn 2p_3/2峰可对应Mn²⁺〔MnO或Mn（OH）₂〕、Mn³⁺（Mn₂O₃或MnOOH）和Mn⁴⁺（MnO₂），其中，MnO₂中Mn 2p_3/2标准电子结合能为642.1 eV。图3（a）中Mn/Al₂O₃和Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂中Mn 2p_3/2的电子结合能分别为642.2、641.9 eV，非常接近MnO₂的标准结合能，说明Mn元素在单组分催化剂和复合催化剂中主要以MnO₂的形式存在。

图3（b）所示为催化剂Mg/Al₂O₃和Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的Mg 1s谱图。根据文献〔12〕报道，MgO中Mg 1s的标准电子结合能为1 303.1 eV。Mg/Al₂O₃、Mn-Ti-Mg/Al₂O₃中Mg 1s特征峰的电子结合能分别为1 303.7、1 304.1 eV，非常接近MgO的标准结合能，说明Mg元素在催化剂中主要以MgO的形式存在。

图3（c）所示为催化剂Ti/Al₂O₃和Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的Ti 2p谱图。Ti/Al₂O₃、Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂中的Ti 2p谱图均由2组峰组成，分别对应Ti 2p_1/2和Ti 2p_3/2的特征峰。其中2类催化剂Ti 2p_1/2峰的电子结合能分别为464.48、464.40 eV，Ti 2p_3/2峰的电子结合能分别为458.80、458.80 eV。根据文献〔13〕报道，TiO₂中Ti⁴⁺的2p_1/2、2p_3/2标准电子结合能分别为464.20、458.50 eV，说明Ti元素在催化剂中主要以TiO₂的形式存在。

对载体Al₂O₃，单组分催化剂Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃以及复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃进行BET分析和pH_zpc的测定，结果见表2。

由表2可知，活性Al₂O₃载体具有较大的比表面积，约为327.22 m²/g，但是负载金属活性成分之后，催化剂的比表面积均有所降低。这可能是因为在浸渍、焙烧过程中，载体的孔结构发生了变化，平均孔径增大，导致比表面积减小。3种单组分催化剂按照比表面积大小排序为Mn/Al₂O₃>Ti/Al₂O₃>Mg/Al₂O₃。复合催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的比表面积约为292 m²/g，高于3种单组分催化剂的比表面积。

由表2还可知，活性Al₂O₃载体的等电点为7.3，与文献〔14〕报道比较相符。复合催化剂和3种单组分催化剂的等电点均明显低于Al₂O₃载体等电点，而复合催化剂的等电点略高于单组分催化剂等电点。显然，负载金属活性成分的过程使催化剂的等电点降低，究其原因，对于Mn/Al₂O₃和Ti/Al₂O₃来讲，一方面MnO₂和TiO₂的等电点分别位于2~5、4~6的范围^〔15-16〕，明显低于Al₂O₃载体，因此它们负载于Al₂O₃表面导致催化剂等电点下降，另一方面催化剂等电点的变化可能与比表面积的降低有关，催化剂表面的金属原子可以吸附溶液中的水分子并使其发生解离，成为与金属原子配位的表面羟基和游离质子^〔17〕，催化剂的比表面积降低，表面金属原子的数量减少，那么所生成的表面羟基和游离质子的数量也随之减少，固相表面倾向于在较低的pH条件下达到电荷平衡，因此催化剂的等电点较低。对于Mg/Al₂O₃来讲，MgO的等电点一般为9~11^〔18〕，处于碱性范围。负载Mg元素应该使催化剂的等电点升高，但由于Mg/Al₂O₃的比表面积比Al₂O₃减小了32%，因此它的等电点也低于Al₂O₃载体。相对于Al₂O₃载体，Mn-Ti-Mg/Al₂O₃比表面积的减小幅度最低，它的等电点下降程度也最低。

为考察复合催化剂催化臭氧氧化处理煤化工废水的效能，在温度22 ℃、初始pH 7.8、催化剂投加质量浓度10 g/L、O₃流速1.0 mg/min、反应时间40 min条件下，分别采用单独O₃、Al₂O₃/O₃、Mn/Al₂O₃/O₃、Ti/Al₂O₃/O₃、Mg/Al₂O₃/O₃、Mn-Ti-Mg/Al₂O₃/O₃体系对煤化工废水进行处理，实验结果见图4。

由图4可知，在反应时间为40 min时，单独O₃氧化和Al₂O₃催化臭氧氧化过程分别使废水COD降低了33.47%、40.89%，说明Al₂O₃载体自身就有一定的催化能力。这是因为，一方面活性Al₂O₃小球在溶液中提供了较大的固相界面，臭氧分子在固液界面上的吸附、转移有利于促进臭氧气体溶于液相，另一方面，Al₂O₃表面的Lewis酸位也可能成为催化臭氧氧化反应的活性中心，促进臭氧分解并转化为自由基类物质^〔19〕。Mn/Al₂O₃、Mg/Al₂O₃、Ti/Al₂O₃催化臭氧氧化过程分别使废水COD的去除率达到63.41%、52.58%、58.39%，3种单组分催化剂的活性均强于Al₂O₃载体催化活性，其中Mn/Al₂O₃的催化性能最优，其对废水COD的去除率比Al₂O₃载体相应的值提高了约22.52%。相比之下，复合催化剂的活性比单组分催化剂更强，Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化过程使废水COD的去除率达到69.27%，体现出了3种金属活性成分的协同作用。

虽然Al₂O₃载体及几种金属负载催化剂具有较大的比表面积，但是它们对废水中有机污染物的吸附能力并不高，前期研究表明，催化剂的固相吸附作用对废水COD的去除率均低于4.00%，因此有机物的去除过程主要依赖于催化臭氧氧化反应。由图4（a）还可以看出，在没有催化剂存在的条件下，液相臭氧分子的自分解消耗率仅为10.46%；Al₂O₃载体可使臭氧的分解率达到73.19%，说明它对臭氧分子具有较强的分解作用；相比之下，复合催化剂和3种单组分催化剂对臭氧的分解能力更强，其中Mn-Ti-Mg/Al₂O₃使臭氧的分解率达到96.42%。对比表2和图4中的数据可以发现，催化剂的比表面积、对臭氧的分解能力、催化活性3者之间保持了良好的相关性。这意味着，金属负载催化剂的比表面积对它的催化性能具有显著影响。催化剂的比表面积越大、表面活性位越丰富，则它对臭氧的分解作用越强，可促使臭氧转化为更多的自由基类物质，从而更高效地降解废水中的有机污染物。

为进一步探讨Mn-Ti-Mg/Al₂O₃复合催化剂催化臭氧氧化处理煤化工废水的影响因素，考察了催化剂投加量、O₃流速、溶液初始pH对其催化效能的影响。因在实际工程中，为了控制处理成本，臭氧氧化反应的停留时间一般为30~60 min，故而本实验选择反应时间为40 min，以考察催化臭氧氧化过程在较短时间内的处理效果。

在温度22 ℃、初始pH 7.8、O₃流速1.0 mg/min条件下，考察了Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂的投加量对煤化工废水处理效果的影响，实验结果见图5。

由图5可知，随着催化剂投加量的增加，体系对废水COD的去除率逐渐提升，这说明催化臭氧氧化反应效率随着固相表面催化活性位的增多而提高。当催化剂投加质量浓度为20 g/L，在反应时间40 min时废水COD的去除率达到75.92%。此外，从图5还可以看出，当催化剂投加质量浓度由6 g/L增大至10 g/L时，废水COD的去除率提高了10.31%，继续提升催化剂投加质量浓度至20 g/L，COD去除率仅提高了6.65%，增幅明显减小。说明当催化剂投加量达到一定程度时，其就不再是催化臭氧氧化反应效率的限制因素，因此在工程应用中可以根据处理成本选择适宜的催化剂投加量。本研究中综合考虑反应经济性，后续实验采用的催化剂投加质量浓度为10 g/L。

在温度22 ℃、初始pH 7.8、催化剂投加质量浓度10 g/L条件下，考察了臭氧流速对煤化工废水处理效果的影响，实验结果见图6。

由图6可知，废水COD去除率随着臭氧流速的增加而有所提升，但提升幅度不大。当反应40 min，臭氧流速由1.0 mg/min增加至 1.8 mg/min时，废水COD去除率由68.9%提升至76.61%，废水初始COD约为156.0 mg/L，计算得到单位臭氧对COD的去除量约由1.34 mg/mg降至0.83 mg/mg，对于工业废水处理而言^〔20-21〕，二流速下臭氧的利用率都比较高，说明Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化技术具有实际应用价值。

虽然增大臭氧流速可以提高废水处理效率，但综合考虑臭氧利用率等问题，后续实验中仍然选择臭氧流速为1.0 mg/min。

煤化工废水原水的初始pH约为7.8，采用酸、碱调节废水pH，考察溶液初始pH对煤化工废水处理效果的影响。由于极端酸、碱条件均不利于催化臭氧氧化反应的进行，因此确定pH的调节范围约为2~11，其它实验条件为温度22 ℃、催化剂投加质量浓度10 g/L、臭氧流速1.0 mg/min、反应时间40 min，实验结果见图7。

由图7可知，废水COD的去除率随着溶液pH的升高而提高。当溶液初始pH为11.2时，废水COD去除率可以达到76.73%。由表2可知，Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂的等电点为6.6，催化剂表面在酸性溶液中显正电性，在中性和偏碱性条件下显负电性。根据实验结果推测，可能有2个原因导致有机物在碱性环境下更易被臭氧催化氧化降解：（1）催化剂显负电性的羟基化表面（Me-O^-）具有较高的局部电荷密度，更易和亲电性的臭氧分子发生相互作用，导致臭氧更易被催化剂吸附、分解，进而产生强氧化性的自由基类物质；（2）随着溶液pH的升高，溶液中OH^-的浓度不断增大，对臭氧分子的均相催化作用增强，促使臭氧分子转化为更多的羟基自由基，从而对有机物进行更彻底的氧化降解。

由图7还可以看出，煤化工废水由原水pH调至11.2过程中，COD的去除率虽有所提高，但提高幅度并不大，为节约成本，同时减少操作的复杂性，因此选择原水pH（7.8）为研究的最佳pH。

为考察复合催化剂的稳定性，在温度22 ℃、溶液初始pH 7.8、催化剂投加质量浓度10 g/L、臭氧流速1.0 mg/min、反应时间40 min条件下将Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂连续重复使用，煤化工废水COD去除率的变化情况见图8（a）。

由图8（a）可知，随着催化剂使用次数的增加，其催化效率逐渐降低。循环使用15次后，催化剂对煤化工废水COD的去除率降低至42.17%。Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂使用前后的EDS分析对比如表3所示，催化剂中的Mn、Mg、Ti元素均有流失现象，其中Mn元素的流失程度最高，它在催化剂中的原子分数由0.23%降低至0.09%，流失率约为61%。Mg、Ti元素的流失率相对较低，分别为51%、8%。因此推测，金属活性成分的流失是导致催化剂活性降低的主要原因。

对使用后的Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂再次进行金属负载（与初次负载方法相同），在相同的实验条件下考察其重复使用性，结果已显示在图8（b）中。由图8（b）可知，再生催化剂初次使用对废水COD的去除率为59.21%，比新鲜催化剂的效率降低了约10.06%，但比循环使用15次后催化剂的效率提高了17.04%。该实验结果进一步印证了复合催化剂的失活与金属元素流失有关。再生催化剂的效率也在重复使用过程中逐渐降低，在第15次使用时，废水COD的去除率仅为36.14%。

监测煤化工废水在催化臭氧氧化过程中pH的变化，发现处理后废水pH被大幅降低，说明废水中有较大量的酸性物质生成。废水环境由中性转至酸性是导致催化剂中Mn、Mg元素大量溶出的关键原因。因此，为了提高催化剂的稳定性，可在处理过程中适量投入无机碱以减轻酸性物质的影响。

在温度22 ℃、溶液初始pH 7.8、催化剂投加质量浓度10 g/L、臭氧流速1.0 mg/min、反应时间40 min条件下，采用Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂催化臭氧氧化处理煤化工废水，处理后常规水质指标分析结果见表4。

如表4所示，煤化工废水进水COD平均值约为156.0 mg/L，经过催化臭氧氧化处理之后降低至53.6 mg/L，进水BOD₅平均值约为23.8 mg/L，处理之后未检出，废水UV₂₅₄和TOC的去除率分别达到90.01%、49.98%。以上4种有机污染指标的变化情况说明Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化对煤化工废水具有良好的深度处理效果。另外，废水中的NH₃-N含量较低，经过处理后得到更进一步的降低。根据炼焦化学工业污染物排放标准（GB 16171—2012），处理后废水的COD、BOD₅、NH₃-N等指标满足排放要求。

为了解煤化工废水中有机污染物的成分变化，采用GC-MS对处理前后的废水进行分析，结果见表5、表6。

由表5可以看出，煤化工废水中共检出28种有机污染物，其中包含5种酚类物质、11种烷烃类物质、8种酮酯酸醇类物质和4种胺类物质。GC-MS谱图中有机物的峰面积可以在一定程度上反映有机物的含量，因此可以得出结论，煤化工废水中的有机污染物以酚类、烷烃类、酮酯酸醇类和胺类等物质为主。经过Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化处理之后，废水中检出有机物的种类数降低为10种，比进水减少了18种。如表6所示，废水中酚类减少了4种，烷烃类减少了7种，酮酯酸醇类减少了4种，胺类减少了3种。有机物的总峰面积降低了75.78%，其中酚类、烷烃类、酮酯酸醇类、胺类的峰面积分别降低了98.65%、42.51%、43.50%、75.78%（如图9所示）。可以看出，复合催化剂对废水中的各类有机污染物均有良好的催化臭氧氧化降解效能，对酚类、胺类的催化降解效果尤其突出。

（1）采用浸渍法制备复合金属催化剂Mn-Ti-Mg/Al₂O₃，并对煤化工废水进行催化臭氧氧化降解，可使废水COD的去除率达到69.27%，分别比单独臭氧氧化、Al₂O₃催化臭氧氧化效果提高了35.80%、28.38%。Mn-Ti-Mg/Al₂O₃的催化活性明显强于单组分催化剂，说明3种金属复合具有协同催化作用。催化剂的比表面积、分解臭氧的能力与其催化活性之间存在良好的相关性。

（2）提高催化剂投加量和臭氧流速有助于提高对煤化工废水的处理效果，废水在碱性条件下的处理效率高于在中性和酸性条件下的处理效率。Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化剂在使用过程中会出现金属活性成分溶出现象，其中Mn、Mg元素流失比较严重，Ti元素相对负载得比较牢固。

（3）经过Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化处理之后，废水的COD、BOD₅、NH₃-N等指标满足炼焦化学工业污染物排放标准（GB 16171—2012），GC-MS检出的有机物种类数由28种降低至10种，且Mn-Ti-Mg/Al₂O₃催化臭氧氧化对酚类和胺类的去除效果非常显著。