2021, Vol. 42
对-乙酰氨基酚(acetaminophen, AAP)作为一种常用的解热镇痛药, 其已成为一种在水中被检出的典型个人药品及护理品(PPCPs)[1].通常, 人体内多数未代谢的AAP分子通过排泄物排出体外, 然后释放到水生环境中, 甚至在地表水、污水处理厂及饮用水中被检出[2, 3].由于AAP具有抗性分子结构, 难以通过传统废水处理工艺将其充分降解, 因此新型高级氧化工艺引起了研究者的关注[4].众所周知, 高级氧化工艺(AOPs)是利用活性氧化物质(ROS, 例如·OH)对水中的有机微污染物进行化学氧化去除的有效方法[5, 6].近年来, 硫酸根自由基(·SO4-)由于其氧化电位较高(2.5~3.1 V vs. NHE), pH适用范围更广, 寿命较长(30~40 μs)引起了学界的兴趣[7].其可通过加热、紫外照射、过渡金属、活性炭、超声或者碳纳米管活化过氧化一硫酸盐(PMS)或过硫酸盐(PS)来生成[8].因此, 活化过硫酸盐的新体系被认为是可以代替传统羟基自由基体系的新型高级氧化技术.
近年来, 卤氧铋BiOX(X表示Cl、Br和I)作为一种新型的层状半导体光催化剂在环境修复和能量转化领域引起了广泛关注[9, 10].其中, 氯氧化铋(BiOCl)因为其较宽的带隙而具有出色的光催化还原及氧化性能[9, 11~14].然而, 较宽的带隙使得BiOCl仅能吸收紫外光, 这严重限制了其在可见光驱动的光催化反应中的应用[14, 15].通常采用以下4种方法来改善BiOCl的可见光吸收和光催化活性, 例如异质结[16]、元素掺杂[17]、富铋[18]和引入缺陷[19, 20].
碳量子点(CDs)是一种新型碳纳米材料, 因其低生物毒性, 独特的光致电子转移能力而备受关注[21, 22].有研究人员将CDs引入到BiOCl光催化剂中, 以实现更宽的可见光响应区域和更高的电子转移效率.Di等[23]通过溶剂热法制备了CDs改性的BiOCl, 在紫外线、可见光和近红外照射下降解BPA和罗丹明B, 然而整个降解过程耗时120 min.Gu等[24]采用乙二醇作溶剂, 采用水热法制备的微球状CQDs@BiOCl在可见光照射下180 min内可有效降解罗丹明B.
然而, 先前的研究多采用溶剂热法制备复合催化剂, 对于材料的光催化性能提升效果有限, 对有机污染物的氧化降解速率较慢.本研究采用简便高效的水热-煅烧两步法制备CDs-BOC催化剂, 利用CDs优异的电子转移特性进行材料微结构调控, 以提高复合材料的可见光响应和光致电子空穴对的分离效率, 同时引入PS以提高反应体系内活性氧化成分的组成与产率, 进而提高CDs-BOC的可见光催化性能.构建的CDs-BOC/PS/Vis体系在可见光源照射20 min内可完全催化降解AAP, 并且探明了体系中的主要活性氧化物质, 提出了该体系的降解机制, 以期为光催化-过硫酸盐复合高级氧化技术在水处理方面的应用提供可行的新思路与理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验试剂主要试剂: 硝酸铋[Bi(NO3)3·5H2O]、对苯醌(BQ)均为分析纯, 购自麦克林; 过(二)硫酸钾(PS)、氯化钾(KCl)、尿素、柠檬酸、甲醇(MeOH)、叔丁醇(TBA)、二甲基亚砜(DMSO)和乙二胺四乙酸二钠(EDTA-2Na)均为分析纯, 购自天津科密欧; 实验用水为超纯水(18.25 MΩ·cm).
1.2 催化剂的制备采用水热法[21]制备CDs: 准确称取3.0 g柠檬酸和1.0 g尿素溶于10 mL超纯水中, 然后将上述溶液转移至高压反应釜中, 180℃下反应5 h.冷却至室温后, 将混合物转移至离心管并高速离心30 min, 取上清液进行冷冻干燥.
参考前人的研究制备BiOCl前驱体(BOC)[25]: 将0.2 mol的Bi(NO3)3·5H2O溶解在20 mL的1 mol·L-1 HNO3中并超声搅拌形成澄清溶液, 另外将0.2 mol的KCl溶解在30 mL的超纯水中.然后将两种溶液混合形成白色悬浊液.通过加入NaOH(1 mol·L-1)将悬浊液的pH值调至7.随后搅拌60 min, 将混合物转移到高压反应釜中.在160℃下水热处理20 h后, 冷却至室温, 再依次用无水乙醇和超纯水离心洗涤, 最后将沉淀物在60℃烘箱中干燥处理.
制备CDs-BOC复合催化剂: 准确称取35 mg CDs溶于20 mL无水乙醇, 再准确称取465 mg BiOCl前驱体加入其中, 将上述混合物置于加热磁力搅拌器于40℃下持续搅拌直到无水乙醇全部挥发.接着将得到的粉体在空气氛围下保持300℃煅烧3 h, 升温速率为3℃·min-1.最终得到7% CDs-BOC复合纳米催化剂.此外, 制备了质量分数分别为1%、3%和10%的CDs-BOC, 以1CB、3CB、7CB和10CB表示.
1.3 分析测试仪器XRD采用布鲁克D8 ADVANCE型X射线衍射仪测试, SEM通过MIRA3 TESCAN型扫描电镜拍摄, TEM采用JEOL JEM-2100 F型透射电子显微镜进行测量, XPS采用美国赛默飞ESCALAB Xi+X射线光电子能谱仪, 紫外可见漫反射吸收光谱采用PE Lambda950 UV-VIS-NIR光谱仪测试, PL采用爱丁堡FLS1000瞬态稳态光谱仪进行测量.
采用美国赛默飞生产的U3000型超高效液相色谱仪检测降解过程中AAP的浓度变化, 使用赛默飞C18色谱柱进行分离, 乙腈和纯水作为流动相, 其比例为30∶70, 检测波长为243 nm; 采用德国布鲁克公司生产的ZMXmicro-6/1型电子顺磁共振波谱仪检测体系中产生的自由基; 通过马尔文-ZS90型号的ZETA电位仪测定催化剂在不同pH环境下的表面带电性.
1.4 光催化性能评估AAP降解实验在具有冷却水循环系统的250 mL双层玻璃容器中进行.采用具有420 nm截止滤光片的300 W Xe灯用作可见光光源.通过太阳能功率计测量反应溶液表面的光强度为(2 100+10)W·m-2.每次实验将50 mg催化剂投加到50 mL AAP浓度为5 mg·L-1的反应溶液中, 并在黑暗中搅拌30 min以确保体系达到吸附-解吸平衡.然后, 在光照射之前将向悬浮液中添加一定浓度PS.光催化反应期间, 每隔一定时间段提取1 mL悬浮液, 并通过0.22 μm滤膜过滤进行下一步超高效液相色谱分析.在循环实验中, 将反应后的溶液离心洗涤得到催化剂, 干燥处理后进行下一次实验, 每次实验保证反应条件一致.
2 结果与讨论 2.1 催化剂表征图 1为BOC和7CB的XRD图谱, 所制备材料的所有衍射峰均与BiOCl(JCPDS 06-0249)的四方晶体结构的特征衍射峰一致, 说明没有其他杂质存在.但是, 在21.5°处CDs的特征峰较弱, 以致于在7CB中观察不到, 这主要是由于复合物中CDs的含量非常低[26].此外, 与纯BOC相比, 复合材料的衍射峰未发生明显位移, 说明引入CDs并未改变复合纳米催化剂的晶相和结构.
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图 1 X射线衍射图谱 Fig. 1 X-ray diffraction spectra |
图 2展示了所制备催化剂的微观形貌.从BOC的扫描电镜图 2 (a)可看出BOC样品是由形状圆润且光滑的纳米片紧密堆积而成.图 2 (b)显示复合催化剂为直径大约200 nm的纳米薄片结构, 通过HRTEM进一步观察, 在图 2 (c)中分布着一些直径大约2~3 nm的纳米点, 这代表碳量子点已经结合在BOC表面[23, 27].在图 2 (d)中可以观察到与BOC(101)晶面间距对应的0.331 nm晶格条纹, 而周围0.326 nm的晶格条纹则与CDs的(002)晶面间距一致[24, 28, 29].这一结果说明CDs已经成功地附着在BOC纳米片表面.
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图 2 BOC的SEM图像以及7CB的TEM和HRTEM图像 Fig. 2 SEM image of BOC, TEM, and HRTEM images of 7CB |
如图 3所示, 通过紫外可见漫反射法评估了复合材料的光吸收特性.BOC的光吸收边界大约为358 nm, 而在引入CDs之后的7CB光吸收边界被扩宽到424 nm附近并且出现吸收尾峰, 延伸至大部分可见光区域, 表明复合材料具有较好的可见光响应, 这意味着在相同强度的可见光照射下, 7CB可以被光子激发产生更多的电子空穴对, 进而增强光催化效应.通过Kubelka-Munk公式: Eg=1 240/λg(其中λg表示光吸收边界)计算可得到催化剂的带隙能[30], BOC和7CB的带隙能分别为3.46 eV和2.92 eV.可见CDs的掺入可以略微缩小材料的带隙能, 但因为引入的CDs含量很小, 所以复合催化剂依然保持着BOC的晶体结构.通常半导体的掺杂改性会导致其结构和组成发生变化, 进而影响材料的电子结构和光吸收特性.此外, 材料表面的掺杂可在衬底材料的带隙中产生掺杂能级, 从而增加光吸收尾峰[24, 31].
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图 3 紫外-可见漫反射吸收光谱图 Fig. 3 UV-Vis diffuse reflectance spectra |
PL强度越高意味着电子空穴对的复合率越高[23].从图 4稳态荧光光谱可以看出, 在470 nm的激发波长下, BOC和7CB均在550 nm处出现发射峰, 但7CB的发射峰强度远小于BOC, 这表明引入CDs抑制了光致电子空穴对的复合.由于两种材料间能级匹配使得光致电子可以由BOC导带注入到CDs表面, 而电子注入发生在fs~ps时域, 此电子转移反应的速率远远快于载流子复合[30].荧光衰减越快表明电子更有效地转移, 即电子空穴对的分离效率越高[4, 32].故而对于CDs-BOC复合材料, 荧光寿命越短代表其电子空穴对的分离效率越高.通过对瞬态荧光光谱数据进行双指数拟合, 计算得到的BOC和7CB的PL衰减时间常数(τA)分别为1.054 ns和0.927 ns(表 1).显然, 7CB的τA较短, 这进一步证明了界面电荷转移有助于电荷分离, 进而提高了光催化剂的催化活性.
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图 4 BOC和7CB的稳态荧光光谱和瞬态荧光光谱 Fig. 4 Steady state fluorescence spectrum and transient fluorescence spectrum of BOC and 7CB |
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表 1 衰减时间常数计算 Table 1 Calculation of attenuation time constants |
τA由公式(1)计算, 其中τi表示i指数拟合的衰减寿命, Bi表示相应的占比:
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(1) |
为了更进一步研究复合催化剂的化学组成和价态以及电子转移效率, 进行了X射线光电子能谱(XPS)测试.如图 5所示, BOC和7CB的总谱图[以C 1s(284.6eV)为基准校正]包含了Bi、Cl、O和C这4种元素, 与其结构式一致.在高分辨图谱中(图 6), O 1s在530.0 eV和531.3 eV处出现两个峰, 分别对应于Bi—O和氧空位[33].这里少量的氧空位主要来自制备过程中自然产生的缺陷.从Cl 2p的XPS谱图, 可以看到拟合出两个结合能位于197.9 eV和199.5 eV的峰, 分别对应Cl 2p3/2和Cl 2p1/2[2]. Bi 4f的图谱中存在两个不同结合能的特征峰, 分别对应Bi 4f7/2(159.1 eV)和Bi 4f5/2(164.5 eV), 具有5.4 eV的分裂能, 表明Bi以Bi3+的形式存在于样品中, 这与相关研究的报道一致[23, 24].在C 1s图谱中, 可以看到有3个结合能不同的拟合峰, 分别归因于C—C/CC(284.8 eV)、C—O(286.2 eV)和CO(288.3 eV), 表明CDs成功结合在BiOCl表面[21, 26, 34~36].XPS结果说明了CDs和BiOCl共存于7CB催化剂中, 证实了复合材料的成功组合.
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图 5 BOC和7CB的XPS总谱图 Fig. 5 XPS survey spectra of BOC and 7CB |
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图 6 7CB的O 1s、Cl 2p、Bi 4f和C 1s XPS谱图 Fig. 6 O 1s, Cl 2p, Bi 4f, and C 1s XPS spectrum of 7CB |
为研究CDs-BOC的光催化性能, 采用AAP为目标污染物(底物), 为了清楚地说明AAP降解过程的动力学, 使用伪一级反应速率表达[式(2)]来比较不同体系的反应速率[21]:
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(2) |
式中, ct代表t时刻的反应溶液中的底物浓度, c0代表初始反应溶液中底物浓度, kapp为表观反应速率常数.
2.2.1 CDs-BOC/PS体系的可光催化性能评价由图 7可以看出, 在可见光照射下, PS几乎不能降解AAP, 说明可见光不能激活PS.在黑暗条件下, 由于7CB材料的吸附效果, 仅有2.5%的AAP被吸附去除.此外, BOC/PS体系在光照射20 min后, 仅降解了16.2%的AAP, 从UV-vis DRS和PL分析可知, 这是因为BOC具有较宽的带隙和较高的光致电子-空穴对复合率, 所以限制了该体系对AAP的降解.引入CDs之后, CDs-BOC/PS体系明显具有更高的AAP去除效率.这是因为CDs具有优异的电子转移特性, 可以将BOC产生的光生电子转移至材料表面, 进一步激活溶液中的PS产生·SO4-, 从而提高了电子空穴对的利用效率, 此外, 未被激活的PS可与H2O反应生成·OH和·O2-, 增加了体系中的活性氧化物质[30, 37].AAP的降解效率随着CDs掺杂比例的升高而增加, 当CDs的比例从1%提高到10%时, AAP的去除率分别从60.1%提升至95.6%甚至99%.然而, 当CDs的比例从7%增加到10%, 10CB/PS的降解速率略有下降, 这是因为过多的CDs会和BOC竞争吸收光子并为光生电子空穴对提供复合位点[21, 38, 39].在不添加PS时, 7CB在光照20 min对AAP的降解率只有59%, 降解速率也远远低于7CB/PS体系, 这说明CDs和BOC的复合更有利于激活PS, 从而大幅提升体系的光催化效率.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; AAP浓度为5 mg·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2 100+10) W·m-2 图 7 不同体系和CDs掺杂比例对AAP降解效率的影响 Fig. 7 Effects of different systems and CDs doping ratios on AAP degradation efficiency |
反应溶液的初始底物浓度显著影响着降解效率.如图 8所示, 随着反应溶液中AAP的浓度从2.5 mg·L-1增加到20 mg·L-1, AAP降解效率从99.2%降低到40.5%, 降解反应速率常数也明显随着反应溶液浓度的增加从0.247 4 min-1急剧下降到0.025 5 min-1.这主要是由于当催化剂和PS投加量一定时, 所产生的光生电子空穴对和活性氧化物质的数量也是一定的.当AAP的浓度足够低时, 7CB/PS体系产生的活性氧化物质可以充分地氧化AAP分子, 而随着AAP浓度的增加, 体系中的活性氧化物质便会相对地逐渐减少, 这就导致了反应速率和降解效率的下降.同时, 降解AAP过程中产生的中间产物也会消耗一定的活性氧化物质, 与AAP分子形成竞争关系, 所以高底物浓度下反应速率会明显降低.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2 100+10) W·m-2 图 8 反应溶液初始底物浓度对降解效率的影响 Fig. 8 Effect of initial concentration of reaction solution on degradation efficiency |
如图 9所示, 随着催化剂浓度从0.25 g·L-1增加到1.2 g·L-1, AAP的降解效率从54.0%增加到100%, 反应速率也随着催化剂投加量的增加而增加.这是因为随着催化剂投加量的增多, 单位时间内催化剂能捕获更多光子, 从而生成更多光致电子空穴对, 转移到CDs表面的大量自由电子进而与PS和O2反应生成更多活性氧化物质.同时, 催化剂表面的反应活性位点增多, 更容易接触到AAP分子, 进而提高了AAP降解效率和反应速率.然而, 当催化剂浓度从1.0 g·L-1增加到1.2 g·L-1时, 相应的降解效率和反应速率并没有得到太大幅度地提升, 这是由于体系中的PS用量一定, 其生成的活性氧化物质是有限的, 因此限制了反应速率的进一步提升.
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实验条件: AAP浓度为5 mg·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2100+10) W·m-2 图 9 催化剂浓度对降解的影响 Fig. 9 Effect of catalyst concentration on degradation |
PS的用量在该可见光催化体系中起着十分重要的作用.从图 10观察到, 当反应溶液中的PS浓度从1 mmol·L-1增加到4 mmol·L-1, AAP的去除效率从88.1%增加到100%, 相应地表观反应速率常数也从0.197 9 min-1逐渐升高到0.450 4 min-1.这说明在可见光催化体系中引入PS有利于提高整体的光催化降解效率.但是, 当PS浓度从3 mmol·L-1增加到4 mmol·L-1, AAP的去除效果并没有明显提升, 这是因为当PS浓度越来越高时, 体系中的催化剂用量成为降解反应的主要限制因素, 没有足够的自由电子去激活PS.并且, 失活的PS会与·SO4-发生反应[式(3)], 导致活性氧化物质减少, 从而一定程度上降低了AAP的光催化氧化反应速率[40, 41].这表明, 适量地加入PS会提高体系的光催化活性.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; AAP浓度为5 mg·L-1; 光照强度为(2 100+10) W·m-2 图 10 PS用量对降解的影响 Fig. 10 Effect of PS dosage on degradation |
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初始溶液pH值是另一个影响降解反应的重要因素.通过添加0.1 mol·L-1的NaOH和HCl调节反应溶液的pH值, 图 11展示了不同pH时7CB表面Zeta电位和AAP降解效率变化结果.在酸性或中性条件下的降解效率明显优于碱性条件, 当pH值从3升高到10, AAP的去除率从99%减少到88.4%, 反应速率也相应地下降.这是由于在不同的pH条件下, AAP、PS和催化剂表面带有不同的电荷, AAP和PS的pKa分别为9.5和9.4[42, 43], 即当pH增大到9.6, AAP开始解离为负离子, 同时PS开始以大量的HSO5-形式存在.结合7CB表面Zeta电位结果来看, 当pH在3~11范围内时, 材料表面带负电荷, 当pH小于9.6, AAP和PS都带正电荷, 由于库仑引力作用使得材料表面更容易吸附AAP和PS, 有利于自由电子激活PS以产生ROS氧化AAP分子.相反地, 当pH增大到11, AAP和PS由于解离成离子而带负电, 与催化剂表面形成库仑斥力, 阻碍了彼此之间的接触, 从而导致降解效率的降低.除此之外, 部分·SO4-会与OH-反应生成寿命较短且氧化电位相对较低的·OH[式(4)][4, 44], 因此, 高浓度的OH-会消耗部分·SO4-, 进而降低AAP的氧化反应速率.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; AAP浓度为5 mg·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2 100+10) W·m-2 图 11 7CB在不同pH值下的Zeta电位和初始溶液pH值对降解的影响 Fig. 11 Zeta potential of 7CB catalyst at different pH values and the effect of initial solution pH on degradation |
为了研究复合催化剂的稳定性, 通过对回收材料进行离心和干燥的方法进行了5个循环实验, 实验中催化剂浓度、污染物浓度和PS用量保持不变.结果如图 12所示, 经过5个连续循环实验后, AAP的降解效率从99%略微下降到98.2%, 几乎没有变化, 显示了7CB复合纳米催化剂具有优异的理化稳定性和可回收利用性.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; AAP浓度为5 mg·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2100+10) W·m-2 图 12 7CB催化剂循环利用实验 Fig. 12 Experiment on recycling the 7CB catalyst |
为了探究7CB/PS可见光催化体系对AAP降解的反应机制, 利用自由基淬灭实验来确定体系的主要活性氧化物质.通常, 采用乙二胺四乙酸二钠(EDTA-2Na)作为空穴(h+)淬灭剂, 对苯醌(BQ)作为·O2-的淬灭剂, 甲醇(MeOH)淬灭·OH和·SO4-, 叔丁醇(TBA)淬灭·OH[4, 30, 45].本实验中BQ和EDTA-2Na的浓度均为0.5 mmol·L-1, MeOH和TBA与PS的量比均为1 000∶1.结果如图 13所示, 加入不同的淬灭剂后, 降解效率和反应速率相较于空白组都有所下降, 其中BQ对反应体系的抑制效果最突出, 使得AAP的去除率下降了10倍仅存9.2%.其次是EDTA-2Na的抑制效果较为明显, AAP的降解效率从99%下降到42.9%.加入MeOH和TBA后反应速率常数分别下降到0.154 5 min-1和0.210 4 min-1, 降解效率略微下降.这是因为PS可以与H2O反应生成·O2-, 同时电子与O2反应也可以生成·O2-[46, 47], 所以BQ的抑制效果最明显.这一结果说明了体系中存在的主要活性氧化物质是·O2-、h+、·OH和·SO4-.
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实验条件: 催化剂投加量为1.0 g·L-1; AAP浓度为5 mg·L-1; PS浓度为2 mmol·L-1; 光照强度为(2100+10) W·m-2 图 13 自由基淬灭剂对AAP降解效率的影响 Fig. 13 Effect of quencher on the degradation efficiency of AAP |
为了进一步验证体系中这些自由基的存在, 通过电子顺磁共振(EPR)波谱仪对自由基进行直接测定.5, 5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)可以与自由基反应生成加合物以固定自由基, 在超纯水中捕获·OH和·SO4-, 在非质子溶剂(DMSO)中检测·O2-[48].结果如图 14所示, 在黑暗条件下未观察到任何自由基信号, 但在可见光照射20 min内出现了DMPO-·OH(强度比为1∶2∶2∶1)和DMPO-·SO4-(强度比为1∶1∶1∶1∶1∶1)[37]加合物的特征峰信号, 证实了在光催化过程中体系产生了·OH和·SO4-.并且, 在光照射下观察到DMPO-·O2-的强度比为1∶1∶1∶1的特征峰[45], 证明了7CB/PS光催化体系存在·O2-.
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图 14 DMPO-·OH/·SO4-及DMPO-·O2-EPR谱图 Fig. 14 EPR spectra of DMPO-·OH/·SO4- and DMPO-·O2- |
基于以上实验结果, 提出了7CB/PS体系在可见光照射下对AAP的降解机制(图 15).引入CDs可以提高复合材料的可见光响应, 随后BOC被光子激发产生光致电子空穴对, 由于CDs的电子转移特性, 光致电子被转移到CDs表面, 激活了材料表面吸附的PS[式(5)~(6)], 产生的·SO4-可以将H2O氧化成·OH[式(10)][45], 同时自由电子将水中的O2还原为·O2-[式(7)][30].此外, 还有部分未被激活的PS与水反应生成·O2-[式(8)~(9)][46, 47].
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图 15 7CB/PS体系可见光催化降解AAP的机制 Fig. 15 Mechanism of visible light photocatalytic degradation of AAP in the 7CB/PS system |
这些活性氧化物质和BOC价带上的h+都具有很强的氧化性, 能将AAP氧化降解为有机小分子进而矿化成CO2和H2O[式(11)].
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(1) 通过简便高效的水热-煅烧两步法成功地合成了CDs-BOC复合纳米催化剂, 物化和光学表征结果证明了CDs的成功引入, 并显著提升了材料对可见光的吸收效率和光致电子空穴对的分离效率.
(2) 通过降解AAP评估了复合催化剂的光催化性能, 发现引入CDs可明显提高光催化剂对AAP的降解效率.此外, 加入PS后, AAP的降解速率提高了6倍, 且在20 min内几乎被完全降解.循环实验证明了材料良好的理化稳定性和潜在的应用价值.
(3) 自由基淬灭实验和电子顺磁共振测试结果表明: ·O2-、光生空穴(h+)、·OH和·SO4-为7CB/PS/Vis体系的主要活性氧化物质.
(4) 提出了7CB/PS/Vis体系降解AAP的机制, 由于引入的CDs具有优异的电子转移特性, 提高了复合材料光致电子空穴对的利用率, 展现了CDs-BOC/PS可见光催化体系降解水中有机污染物的优异性能和应用潜力.
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