环境科学  2015, Vol. 36 Issue (2): 568-575   PDF    
引用本文
项国梁, 喻泽斌, 陈颖, 徐天佐, 彭振波, 刘钰鑫. 掺铁TiO2纳米管阵列模拟太阳光光电催化降解双酚A的研究[J]. 环境科学, 2015, 36(2): 568-575.
XIANG Guo-liang, YU Ze-bin, CHEN Ying, XU Tian-zuo, PENG Zhen-bo, LIU Yu-xin. Photoelectrocatalytic Degradation of Bisphenol A in Water by Fe Doped-TiO2 Nanotube Arrays Under Simulated Solar Light Irradiation[J]. Environmental Science, 2015, 36(2): 568-575.
掺铁TiO2纳米管阵列模拟太阳光光电催化降解双酚A的研究
项国梁1, 喻泽斌1,2 , 陈颖1, 徐天佐1, 彭振波1, 刘钰鑫1    
1. 广西大学环境学院, 南宁 530004;
2. 广西华蓝设计(集团)有限公司, 南宁 530011
收稿日期: 2014-08-15; 修订日期: 2014-09-23.
基金项目： 国家自然科学基金项目(21367002)
作者简介：项国梁(1990~),男,硕士研究生,主要研究方向为水污染控制,E-mail:osmand1102@sina.com
通讯联系人,喻泽斌, E-mail: xxzx7514@hotmail.com
摘要：双酚A(BPA)是一种典型的内分泌干扰物,其处理技术的开发对环境治理和人类健康都非常重要. 以氙灯为模拟太阳光光源,掺铁TiO2纳米管阵列(Fe/TNA)为光阳极,对BPA进行光电催化降解实验研究. 通过场发射扫描电镜、X射线衍射以及紫外-可见漫反射表征Fe/TNA的形貌、物相和光吸收性能. 结果表明,与纯TiO2纳米管阵列(TNA)相比,Fe/TNA光吸收边界发生红移,在可见光区的吸收增强. 考察Fe掺杂量、电流密度、不同阴极材料下曝气速率等因素对光电催化降解BPA的影响. 结果表明,降解反应符合准一级反应动力学方程,在以0.9 mol·L-1 Fe(NO3)3浸渍改性的Fe/TNA为光阳极、钛箔为阴极,电流密度为1.15 mA·cm-2的条件下反应4 h,10 mg·L-1 BPA降解率可达72.3%,反应速率常数为5.32×10-3 min-1,分别是以TNA为光阳极时的1.24倍和1.52倍; 曝气可提升光电催化降解BPA的效果,以钛箔为阴极,曝气速率为1.0 L·min-1和以碳布为阴极,曝气速率为0.2 L·min-1条件下降解4 h,BPA的降解率分别可达82.7%和94.1%,反应速率常数分别为7.20×10-3 min-1和11.6×10-3 min-1.
关键词： 双酚A     TiO2     纳米管阵列     铁掺杂     太阳光     光电催化    
Photoelectrocatalytic Degradation of Bisphenol A in Water by Fe Doped-TiO2 Nanotube Arrays Under Simulated Solar Light Irradiation
XIANG Guo-liang1, YU Ze-bin1,2 , CHEN Ying1, XU Tian-zuo1, PENG Zhen-bo1, LIU Yu-xin1    
1. School of the Environment, Guangxi University, Nanning 530004, China;
2. Guangxi Hualan Design and Consulting Group Co., Ltd., Nanning 530011, China
Abstract: Seeking an efficient treatment method for bisphenol A (BPA), a representative endocrine disrupting compound, is important for environmental remediation and human health. Herein, the degradation of BPA by means of photoelectrocatalysis was investigated. Fe doped-TiO2 nanotube arrays (Fe/TNA) served as the photoanode, and a xenon lamp simulated the solar light source. First, undoped TiO2 nanotube arrays (TNA) and a series of Fe/TNA were characterized by field emission scanning electron microscopy, X-ray diffraction and UV-Vis diffuse reflectance spectroscopy. The UV-Vis absorption spectra of Fe/TNA showed a red-shift and an enhancement of the absorption in the visible-light region compared to TNA. Then, experimental conditions including Fe doping content, current intensity and aeration rate were varied to demonstrate their effects on the elimination of BPA. It was observed that the degradation of BPA could be fitted to the quasi-first-order equation. Under the following conditions: Fe/TNA prepared by 0.9 mol·L-1 Fe(NO3)3 solution dip-coating as photoanode, titanium foil as cathode, current intensity of 1.15 mA·cm-2 and initial BPA concentration of 10 mg·L-1, 72.3% BPA was decomposed during 4 h reaction, with a rate constant of 5.32×10-3 min-1. Aeration enhanced the removal rate of BPA to 82.7% and 94.1% with an aerating rate of 1.0 L·min-1 using titanium foil as cathode and an aerating rate of 0.2 L·min-1 using carbon cloth as cathode, respectively, and the corresponding rate constants were 7.20×10-3 min-1 and 11.6×10-3 min-1, respectively.
Key words: bisphenol A     TiO2     nanotube arrays     Fe-doping     solar light     photoelectrocatalysis    

双酚A(bisphenol A,BPA)广泛应用于聚碳酸酯塑料和环氧树脂的制造中[1]，由于其产品的产量巨大且应用广泛，大量BPA进入水环境中[2]. 如今，河流、 湖泊和海洋中普遍发现BPA的存在[3]. BPA是一种典型的内分泌干扰物，许多研究表明人类接触BPA会对健康造成不利影响[4,5]. 因此，研究高效去除水中BPA的技术对环境治理及人类健康都显得尤为迫切. 目前，BPA的去除方法主要包括微生物降解[6]、 电化学氧化[7,8]、 芬顿氧化[9,10]以及光催化降解[11]等.

光电催化技术作为一种高效的高级氧化技术近年来被广泛应用于内分泌干扰物[12]和药物[13,14]等有机污染物的去除中，但采用该技术降解BPA的报道较少[15,16,17,18]. Brugnera等[16]研究了TiO2纳米管阵列紫外光光电催化降解BPA，取得良好的效果. 但紫外光辐射只占整个太阳光谱的4%左右，因此，有必要增强TiO2纳米管阵列在可见光区的光吸收能力以提升其在太阳光照射下对BPA的光电催化降解能力. 其中，过渡金属离子(尤其是Fe3+)掺杂是一种提高TiO2纳米管阵可见光吸收性能的有效方法[19,20].

因此，制备掺铁TiO2纳米管阵列，考察BPA在模拟太阳光照射下光电催化体系中的降解效果，分析Fe掺杂量、 电流密度等因素对降解的影响，探究在不同阴极材料下曝气对降解效果的提升作用，以期为水体中BPA的去除提供新的思路. 1 材料与方法 1.1 主要材料与试剂

高纯钛箔(纯度≥99.6%，厚度0.3 mm)购于宝鸡市益豪金属材料有限公司，碳布购于上海河森电器有限公司. BPA标准品(色谱纯，纯度99.9%)和甲醇(色谱纯)购于Sigma-Aldrich公司. 其他试剂Fe(NO3)3 ·9H2O、 NH4F、 丙三醇、 Na2SO4、 NaOH和H2SO4等均为分析纯. 实验用水为超纯水.

BPA储备液(100 mg ·L-1)的配制：称取0.100 g BPA标准品，用5 mL甲醇溶解并置于1 000 mL容量瓶，超纯水定容，4℃下保存待用.

BPA反应液的配制：取一定量的储备液用超纯水稀释至所需的浓度. 1.2 掺铁TiO2纳米管阵列的制备及表征

采用阳极氧化-浸渍沉积法制备掺铁TiO2纳米管阵列(Fe doped titanium dioxide nanatube arrays,Fe/TNA)，优化自Xu等的报道[21]，具体过程如下：将钛箔裁减至合适尺寸(4 cm×6 cm)后分别用500目、 1 000目及1 500目金相砂纸摩擦至表面无明显划痕，依次用无水乙醇和超纯水超声清洗10 min，风干； 以经预处理后的钛箔为阳极，石墨板为阴极，丙三醇溶液[0.5% ω(NH4F)+10% ω(H2O)]为电解质，恒压20 V下阳极氧化2 h，然后用大量水冲洗阳极材料，待阳极材料风干后置于一定浓度(0.1、 0.5或0.9 mol ·L-1)Fe(NO3)3 ·9H2O溶液中静置5 min，小心清洗后风干，此过程重复2次； 将样品置于管式电阻炉中于500℃下煅烧2 h，控制升温速率为2℃ ·min-1，冷却至室温后即得不同Fe掺杂量的Fe/TNA(分别记为Fe/TNA-1、 Fe/TNA-5和Fe/TNA-9). 除无需Fe(NO3)3 ·9H2O浸渍外，未掺杂的TiO2纳米管阵列的制备过程与上述过程一致，样品记为TNA.

采用场发射扫描电镜(field emission scanning electron microscopy,FESEM，型号SU8020，日本日立)观察TNA和Fe/TNA的表面形貌，放大倍数为8万倍； 采用X射线衍射仪(X-ray diffractometer,XRD，型号D/MAX2500 18Kw，日本理学)分析TNA和Fe/TNA的晶型，辐射源为Cu Kα，波长λ=0.154 nm，扫描范围20°-70°，扫描速率10(°) ·min-1； 采用紫外-可见漫反射(UV-Vis diffuse reflectance spectroscopy,DRS，型号UV-2501PC，日本岛津)表征TNA和Fe/TNA的光吸收特性，扫描波长范围250-700 nm. 1.3 光电催化反应装置及实验

光电催化反应装置如图 1所示. 以150 W氙灯(AHD150，深圳安宏达)为模拟太阳光光源； 反应器为自制长方体形石英玻璃反应器(长×宽×高=10 cm×5 cm×6 cm)，有效容积300 mL； 光阳极和阴极相对垂直放置于反应器中，光阳极靠近反应器壁，与光源平行相对且距离保持在10 cm(此处光照强度为25 mW ·cm-2)； 由稳流稳压电源(DH1718E-4，北京大华电子)提供电流值为0.01-0.03 A的恒定电流(对应电流密度0.38-1.15 mA ·cm-2).

1.稳流稳压电源； 2.磁力搅拌器； 3.阴极；4.搅拌子； 5.光阳极； 6.石英玻璃反应器； 7.氙灯 图 1 光电催化反应装置示意 Fig. 1 Experimental set-up of photoelectrocatalytic reaction

在光电催化反应中，将200 mL BPA反应液(10 mg ·L-1)置于反应器中，加入0.1 mol ·L-1 Na2SO4作为支撑电解质，并用浓度分别为0.5 mol ·L-1 和0.1 mol ·L-1 的H2SO4和NaOH调节pH=3，阳极材料为TNA或Fe/TNA，阴极为钛箔. 反应温度控制在35℃以下，反应过程中以固定速率持续搅拌. 在考察不同阴极材料(钛箔或碳布)下曝气对光电催化降解BPA的影响实验中，在阴极附近以一定速率(0.2、 0.5或1.0 L ·min-1)向反应器中通入空气，每组实验前均先曝气10 min，使溶液充分充氧. 反应过程中每隔一定时间取2 mL样品，过0.45 μm滤膜后待测. 1.4 分析方法

利用高效液相色谱仪(Agilent 1100series，安捷伦)进行BPA浓度检测. 色谱柱为Agilent Eclipse XDB-C18(5 μm，4.6 mm×150 mm)，柱温：25℃； 流动相为乙腈 ∶水=35 ∶65(体积比)，流速：1.0 mL ·min-1； 检测波长：220 nm，进样体积：10 μL. H2 O2浓度采用草酸钛钾法[22]测定. 2 结果与讨论 2.1 TiO2纳米管阵列表征结果

图 2为TNA和Fe/TNA的FESEM图. 从中可见，纳米管呈阵列形态紧密排列，纳米管直径约35-60 nm，管壁厚度约10-15 nm. 对比图 2可以发现，掺杂后TiO2纳米管阵列表面形貌未发生明显变化，仍为紧密排列的管状结构，但有少部分纳米管被堵塞，且随着Fe(NO3)3 ·9H2O溶液浓度的增大，堵塞现象越明显. TNA在Fe(NO3)3 ·9H2O溶液浸渍时，Fe3+吸附在TNA的表面，随着沉积过程的进行，一些Fe3+逐渐水解成Fe(OH)3胶体并黏附于TNA表面，煅烧后Fe(OH)3脱水生成Fe2O3，一部分的Fe3+则进入TNA的晶格中最终形成Fe/TNA[23]，因此，如果Fe(NO3)3·9H2O溶液浓度过大，过多Fe2O3沉积在纳米管口就会导致堵塞现象的发生.

(a)TNA； (b)Fe/TNA-1； (c)Fe/TNA-5和(d)Fe/TNA-9图 2 TiO2纳米管阵列的FESEM照片 Fig. 2 FESEM images of TNA,Fe/TNA-1,Fe/TNA-5 and Fe/TNA-9

图 3为TNA和Fe/TNA的XRD图谱. 从中可见，经过500℃煅烧后，TNA和Fe/TNA上TiO2的主要晶型为锐钛矿型，且它们的特征吸收峰相互重叠，说明Fe的掺杂未破坏TiO2的晶型. 但是图谱中并未发现含铁物相，可能是由于Fe的含量比较低[21].

(a)TNA; (b)Fe/TNA-1; (c)Fe/TNA-5和(d)Fe/TNA-9图 3 TiO2纳米管阵列的XRD图谱 Fig. 3 XRD patterns of TNA,Fe/TNA-1,Fe/TNA-5 and Fe/TNA-9

图 4为TNA和Fe/TNA的紫外-可见吸收光谱. 可以看出，TNA的光吸收边界为368.5 nm，对应于锐钛矿型TiO2的本征吸收[24,25]，通过公式Eg=hc/λ[26](式中，Eg为带隙能，eV； h为Planck常量，4.14×10-15 eV ·s； c为光速，2.99×108 m ·s-1)计算得到其禁带宽度为3.36 eV； TNA在400-700 nm波长范围内的吸收则是由纳米管孔隙或裂缝引起的光散射引起的[27]. 经过掺杂改性后的TiO2纳米管阵列的光吸收边界发生了红移，且随Fe(NO3)3 ·9H2O溶液浓度的增大，红移现象越明显，Fe/TNA-1、 Fe/TNA-5和Fe/TNA-9计算得到的禁带宽度分别为2.74、 2.67 和2.52 eV. Fe/TNA-1、 Fe/TNA-5和Fe/TNA-9在400 nm附近的光吸收增强是Fe3+的3d轨道与TiO2的导带或价带之间的电子跃迁引起的，在550 nm附近的光吸收增强则归因于Fe3+的d-d轨道跃迁(2T2g 2A2g,2T1g)或相互作用的Fe离子之间的电荷迁移跃迁(Fe3++Fe3+ Fe4++Fe2+)[21].

图 4 TiO2纳米管阵列的UV-Vis DRS图谱 Fig. 4 UV-Vis DRS spectra of TiO2 nanotube arrays
2.2 不同体系的降解效果

图 5(a)给出了BPA在单独光解、 光催化、 电催化氧化以及光电催化作用下的降解效果. BPA的光电催化降解过程符合准一级反应[16,17]，用方程(1)进行拟合：

式中，c0为BPA初始浓度，mg ·L-1； ct为t时刻BPA的浓度mg ·L-1； kapp为表观反应速率常数，min-1； C为常数. BPA在不同体系中的反应速率常数见图 5(b).

由图 5可见，BPA在模拟太阳光的照射下几乎不发生光解，4 h降解率仅8.0%； 在光电催化作用下，4 h的降解率达72.3%，反应速率为5.32×10-3 min-1，而在光催化和电催化氧化作用下的降解率仅分别为23.2%和46.9%，反应速率分别仅为光电催化过程的19.0%和50.9%，显然，光电催化具有比光催化和电催化氧化更高的BPA降解能力. 此外，光电催化降解率大于光催化和电催化氧化降解率的累加[图 5(a)中虚线]，说明在光电催化反应不是光催化和电催化氧化简单叠加引起的，两者的协同作用将在2.4节中阐述.

反应条件：阳极为Fe/TNA-9，阴极为钛箔，电流密度为1.15 mA ·cm-2图 5 BPA在不同体系下的降解曲线及其反应速率常数 Fig. 5 Degradation curves of BPA in different systems and the corresponding rate constants
2.3 Fe掺杂量的影响

图 6为TNA和Fe/TNA光电催化对BPA的降解曲线及相应的动力学拟合曲线. 可以看出，TNA表现出较好的光电催化反应活性，反应4 h，BPA的降解率和反应速率分别为58.0%和3.50×10-3 min-1. 可能有两方面的原因：一是TNA的表面缺陷使其可以被可见光激发[21]，二是加在TNA上的恒定电流使其表面发生电催化氧化反应[15,28]. 同时，Fe/TNA对BPA的降解效果优于TNA，且降解率和反应速率随Fe掺杂量的增加而增大. 以Fe/TNA-1、 Fe/TNA-5或Fe/TNA-9为光阳极时BPA的降解率比TNA分别增加了2.1%、 7.8%和14.2%，反应速率则比TNA分别提高了8.6%、 28.9%和52.0%. 这主要是因为所制备的Fe/TNA在可见光区具有较好的吸收能力，且它们的禁带宽度小于TNA(UV-Vis DRS表征结果)，表明Fe/TNA可以被可见光激发并产生更多的光生电子和空穴参与反应[29]，提高光催化反应性能； 此外，Fe掺杂还能提高TiO2纳米管阵列的电催化氧化能力[30]，两方面的积极效应共同决定了Fe/TNA拥有比TNA更高的光电催化反应活性. 在后续实验中，选择Fe/TNA-9作为光阳极.

反应条件：阳极为TNA或Fe/TNA，阴极为钛箔，电流密度为1.15 mA ·cm-2图 6 Fe掺杂量对光电催化降解BPA的影响 Fig. 6 Effect of Fe doping content on photoelectrocatalytic degradation of BPA
2.4 电流密度的影响

图 7为电流密度对BPA光电催化和电催化氧化降解率和反应速率的影响. 从中可见，BPA的光电催化降解率和反应速率都随着电流密度的增加而增大，电流密度为0.38、 0.83和1.15 mA ·cm-2时，反应4 h，BPA的降解率分别为46.6%、 59.9%和72.2%，反应速率分别为2.32×10-3、 3.88×10-3和5.32×10-3 min-1. 这说明实验所采用的电流提供了足够高的偏压，在Fe/TNA-9上形成电压梯度以驱使光生空穴和电子分离[16]，从而促使BPA更快降解. 为进一步体现电流密度对Fe/TNA-9光电催化效能的提升程度，采用方程(2)计算光电催化反应中的电化学增强效应值[15]，计算结果见表 1.

式中，kPEC和kPC分别为光电催化和光催化反应表观速率常数. 计算结果证实了电流的引入对Fe/TNA-9降解BPA有明显的增强效应，且随着电流值的增大，增强效应越明显.
反应条件：阳极为Fe/TNA-9，阴极为钛箔，电流密度为0.38-1.15 mA ·cm-2图 7 电流密度对光电催化和电催化氧化降解BPA的影响 Fig. 7 Effect of current intensity on photoelectrocatalytic and electrocatalytic oxidation degradation of BPA

需要注意的是，BPA的电催化氧化降解也表现出与光电催化相似趋势，在电流密度为0.38、 0.83和1.15 mA ·cm-2下反应4 h，BPA的电催化氧化降解率分别为25.9%、 36.4%和46.9%，反应速率分别为1.30×10-3、 1.92×10-3和2.71×10-3 min-1. 这表明电催化氧化对BPA的光电催化降解有较大的贡献. 为了排除电催化氧化的单独贡献，通过方程(3)计算了不同电流密度下光电催化过程中光催化与电催化氧化的协同效应强度(S)[15]，结果见表 1.

式中，kPEC、 kPC和kEO分别为光电催化、 光催化和电催化氧化反应表观速率常数； S>0，说明有协同效应，S≤0，则无协同效应. 结果显示所有的S值都大于零，说明光电催化反应过程中，光催化和电催化氧化作用并不是简单的叠加，而是产生了协同作用.
表 1 光电催化降解过程的电化学增强值和协同效应强度 Table 1 Degree of electrochemical enhancement and synergy in the PEC process
2.5 曝气的影响

添加O2和H2 O2等氧化剂是提高光催化降解效率的有效手段[31]，在光电催化体系中，则可以通过在碳质阴极(如活性炭纤维、 碳毡和石墨棒等)附近曝气，通过O2的双原子电化学还原反应持续提供H2 O2[反应(4)][32]，从而促进光电催化体系的降解效率，因此，分别考察以钛箔和碳布为阴极时曝气对光电催化降解BPA的影响.

2.5.1 以钛箔为阴极曝气的影响

图 8(a)为不同曝气速率下BPA的光电催化降解曲线，图 8(b)为相应的反应动力学拟合曲线. 从中可见，相比单纯光电催化，在以一定速率通入空气的反应中，BPA的降解率及反应速率都有所增加，且随着曝气速率的增大而增大. 反应4 h后，在曝气速率为0.2、 0.5和1.0 L ·min-1条件下，BPA的降解率分别为76.0%、 80.4%和82.7%，相比单纯光电催化分别增加了3.7%、 8.1%和10.4%； 反应速率分别为5.80×10-3、 6.68×10-3和7.20×10-3 min-1，相比单纯光电催化提高了9.0%、 23.7%和35.3%. 通过测定无光照和BPA条件下(其他条件一致)溶液中H2 O2浓度，发现以钛箔为阴极的光电催化体系在曝气条件下未能产H2 O2. 但是，一些研究结果表明O2的存在对光催化反应具有促进作用[33,34]，因此可以推断其中起主要作用的是O2. O2是常用且相对高效的电子受体[35]，可以捕获光生电子，抑制光生电子和空穴复合同时，还能额外产生O ·-2、 ·OH和H2 O2等活性物种[反应(5)-反应(9)][36]，对BPA的降解产生积极效应. 随着曝气速率的增大，产生更多的活性物种，因此降解率和降解速率得到提高.

反应条件：阳极为Fe/TNA-9，钛箔为阴极，电流密度为1.15 mA ·cm-2图 8 以钛箔为阴极时不同曝气速率光电催化降解BPA的影响 Fig. 8 Photoelectrocatalytic degradation of BPA at various aeration rate when titanium foil was used as the cathode
2.5.2 以碳布为阴极曝气的影响

通过碳布暗吸附实验发现碳布吸附对BPA降解率的贡献小于5%，可忽略不计.

不同曝气速率下H2 O2的产量如图 9所示，BPA的降解曲线和反应动力学拟合曲线见图 10. 由图 10可以看到，当曝气速率为0.2 L ·min-1时，光电催化反应4 h，BPA的降解率为94.1%，比单纯光电催化增加了21.8%； 反应速率为11.60×10-3 min-1，是单纯光电催化的2.2倍. 同时，还发现反应后H2 O2的质量浓度小于0.34 mg ·L-1，这说明H2 O2参与了光电催化反应，且H2 O2的存在大大提高了光电催化降解BPA的效率. 因为H2 O2具有很高的氧化电势及亲电子性，是一种比O2更好的电子受体[31,37]，在光电催化中可以捕获光生电子，抑制光生电子和空穴复合的同时产生 ·OH[反应(10)][38,39]，从而促进光电催化对BPA的降解.

反应条件：阳极为Fe/TNA-9，阴极为碳布，电流密度为1.15 mA ·cm-2，pH=3，1.0 mol ·L-1 Na2SO4，无光照和BPA图 9 不同曝气速率下H2 O2的产量 Fig. 9 Yield of H2 O2 at various aeration rates

反应条件：阳极为Fe/TNA-9，阴极为碳布，电流密度为1.15 mA ·cm-2图 10 以碳布为阴极时不同曝气速率光电催化降解BPA的影响 Fig. 10 Photoelectrocatalytic degradation of BPA at various aeration rate using carbon cloth as the cathode

此外，随着曝气速率的增加，BPA的降解率和反应速率反而降低. 这是因为，随着曝气速率的增加，H2 O2的产量也随之增大[图 9]，超过了H2 O2的最佳量，过量的H2 O2会捕获 ·OH，产生氧化能力相对较弱的HO·2和O2等物质[反应(11)、 反应(12)][38,40]，从而降低了其强化作用. 虽然如此，但在反应的前80 min，BPA在曝气速率为1.0 L ·min-1反应中的降解速率大于0.2 L ·min-1和0.5 L ·min-1的反应，可能是因为曝气速率为1.0 L ·min-1，H2 O2的初始产生速率和产量都较高，因此在反应初期可以提供适量的H2 O2以强化光电催化降解BPA.

3 结论

(1)采用阳极氧化-浸渍沉积法制备的Fe/TNA具有规则排列的管状结构，Fe的掺杂未改变TiO2纳米管阵列的表面形貌和晶型，但改变了其光吸收性能，Fe/TNA的光吸收边界发生红移，在可见光区有明显的吸收.

(2)在模拟太阳光照射下，Fe/TNA光电催化对BPA降解效果优于TNA，反应4 h，BPA的降解率相差14.2%，降解过程符合准一级反应动力学方程； Fe掺杂量和电流密度对降解效率有较大影响.

(3)反应过程中曝气可以明显提高Fe/TNA光电催化降解BPA的效果，钛箔为阴极时，以1.0 L ·min-1速率曝气可以将BPA降解率由单纯光电催化的72.3%提高至82.7%； 碳布为阴极时曝气使反应液产生一定浓度的H2 O2，当曝气速率为0.2 L ·min-1时，H2 O2强化光电催化降解BPA的降解率可达94.1%.

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