纳米TiO2协助下As(Ⅲ)在可变电荷土壤中的光催化氧化和吸附

环境中As(Ⅲ)的毒性和活动性均大于As(Ⅴ),将As(Ⅲ)转化为As(Ⅴ)有利于砷的固定.为此使用自制的光催化装置,采用一次平衡法研究了纳米TiO₂协助下As(Ⅲ)在土壤悬液体系中的光催化氧化及土壤对氧化产物的吸附.结果表明,As(Ⅲ)的光催化氧化量随TiO₂的加入量和光照时间的增加而增加,当TiO₂的加入量为1.0 g·L^-1,光照时间为90 min时As(Ⅲ)可以达到很好的转化效果.As(Ⅲ)在土壤中的光催化氧化及土壤对氧化产物的吸附增加了水体中砷的去除量,在Fe/Al氧化物与TiO₂体系中也观察到类似的效应.实验结果还表明γ-Al₂O₃也可诱导As(Ⅲ)的光催化氧化.     

UV/TiO_2光催化还原Cr(Ⅵ)过程中吸附作用的影响及其消除

研究了水体中Cr(Ⅵ)离子在UV/TiO₂体系中光催化还原过程.结果表明,Cr(Ⅵ)离子UV/TiO₂光催化还原过程符合Langmuir-Hinshelwood动力学规律.不存在有机物时,TiO₂吸附作用是该反应的前提.pH=1.5～2.5时吸附性能较好,而且pH=1.5～10的初始反应速率同pH值有线性关系.在TiO₂表面的竞争吸附能力按PO₄^3->SO₄^2->Cl^->NO₃^-依次减弱.甲酸、甲醛有机物的协同作用可提高Cr(Ⅵ)离子的光催化还原速率和效率,并消除由暗态吸附对反应所起的作用,磷酸根离子极强的竞争吸附能力,使有机物的协同作用减弱.     

TiO2/Ti光电极电助光催化降解甲草胺的研究

采用阳极氧化法制备了TiO₂/Ti光电极,并通过电助光催化的方法研究了恒电流法和恒电压法对甲草胺的降解效率.实验证实了在光催化和电催化之间存在协同效应,反应溶液中加入Na₂SO₄电解质后,SO₄^2-可以被价带空穴氧化成强氧化性的S₂O₈^2-,继而可以氧化处理物质,提高甲草胺的降解效率.实验结果表明：甲草胺在羟基自由基的作用下通过羟基化作用和脱烷作用,发生断键、开环等一系列的氧化还原反应,最终生成CO₂和H₂O等无机小分子物质.     

氧化剂增强TiO2纤维光催化降解DMF研究

研究TiO₂纤维光催化降解DMF水溶液的结果表明:氧化剂增强了TiO₂纤维对DMF的降解能力,在其它反应条件相同情况下,O₃/TiO₂(F)对DMF降解率是air/TiO₂(F)和H₂O₂/TiO₂(F)的1.5倍左右,且降解速率提高2倍左右,COD分析表明DMF几乎完全矿化.同时实验过程中确定了DMF光催化降解中间产物仲胺的存在.以二甲胺为仲胺代表物进行光催化降解研究表明,中间产物仲胺的迅速降解是O₃增强TiO₂纤维降解效应的主要因素.     

酸性红3B的杂多酸光催化降解动力学

以杂多酸Pw₁₂O^3-₄₀为催化剂,研究了酸性红3B的光催化降解动力学.光强、催化剂浓度、酸性红3B初始浓度对光催化的速率均有正效应其中,光解速率与光强、酸性红3B初始浓度成正比;在催化剂浓度不大(吸光值<2)时,光解速率与催化剂投加量成正比体系中的溶解氧对催化剂起到氧化再生作用;驱氧条件下,由于催化剂再生受到抑制,光解速率减慢Pw₁₂O^3-₄₀光催化降解酸性红3B的动力学符合Langmuir-Hinshelwood模型,溶液中催化剂和酸性红3B之间存在预络合作用,达到平衡后发生光氧化.与UV/TiO₂法相比,uV/PW₁₂O^3-₄₀法降解有机物的速率更快.     

Cr(VI)离子在TiO2表面的吸附与光催化还原消除

随着体系pH值增大,Cr(VI)离子在TiO₂表面的吸附下降。当Cr(VI)离子初始浓度为300μmol/L时,其在TiO₂表面具有最大值吸附。H₂PO₄^-阴离子及乙酸的存在对Cr(VI)离子的吸附有阻抑作用,甲酸存在会提高Cr(VI)离子的吸附。Cr(VI)离子在TiO₂半导体催化剂表面的光催化还原受体系的酸度影响较大。H₂PO₄^-阴离子或Mn²⁺离子存在会降低Cr(VI)离子的光催化还原效率。在太阳光照下,Cr(VI)离子在TiO₂上的光催化还原也可实现。通过调节反应结束后水溶液的酸碱度,Cr(VI)离子得以消除。反应后催化剂经酸处理,其活性恢复并可重复使用。     

TiO2光催化降解水中内分泌干扰物17β-雌二醇

以低压汞灯为光源,采用间歇式光氧化反应器,研究了17β-雌二醇(E2)在纳米TiO₂(Degussa P-25)悬浆体系中的光催化降解.考察了溶液pH、E2初始浓度、TiO₂光催化剂投加量、UV光强、H₂O₂、O₂对E2光催化降解的影响.结果表明,TiO₂光催化工艺可以有效地去除水中的E2,E2的光降解过程符合一级反应动力学模型;TiO₂投加量为200　mg/L时,在14 W低压汞灯照射下,初始浓度为400 μg/L 的E2在自来水中的光降解一级反应速率常数为0.018 min^-1,E2的光催化降解速率常数与其初始浓度、TiO₂光催化剂的用量、溶液的pH值、UV光强等因素有关;外加H₂O₂、O₂可以影响催化剂的光降解效率.     

气相正己烷的光催化及臭氧/光催化降解动力学

初步研究了气相中低浓度的正己烷在较大流量(5L/min～17L/min)臭氧/紫外(O₃/UV),光催化(TiO₂/UV)及臭氧/光催化(O₃/TiO₂/UV)3种方法的降解的动力学,考察了正己烷的初始浓度、流量、水蒸气浓度、臭氧投加量等因素的影响.研究表明:正己O₃/TiO₂/UV降解效率远高于O₃/UV的降解效率,明显高于TiO₂/UV降解效率;相对于初始浓度,正己烷的TiO₂/UV及O₃/TiO₂/UV反应符合L-H模型,对于O₃/UV过程用L-H模型不能得到较好的拟合;随着流量的增加正己烷在TiO₂/UV与O₃/TiO₂/UV降解过程中的反应速率先增加后保持不变,但是在O₃/UV过程中其反应速率变化不大;湿度对正己烷的降解有一定的影响;随着臭氧投加量的增加,正己烷O₃/UV和O₃/TiO₂/UV的降解速率呈直线增加,在O₃/UV过程中正己烷的反应速率增加更快.     

溴代甲烷在SO42-/TiO2上的光催化降解

采用溶胶-凝胶法制备了SO₄^2-/TiO₂催化剂,运用XRD、BET比表面测定,FTIR等技术对催化剂进行了表征,并在微型常压连续反应装置上进行CH₃Br光催化反应性能考察.结果表明,SO₄^2-引入TiO₂体系使得催化剂的结构和光催化性能得到显著改善.SO₄^2-负载量为9%,烧结温度为450℃时,SO₄^2-/TiO₂催化剂的光催化活性最高;SO₄^2-/TiO₂催化剂对反应物料中的水汽有很好的耐受性;当反应温度低于85℃时,提高反应温度,有利于改善对CH₃Br的光催化反应活性,表观活化能约为19.6kJ·mol^-1,反应温度在85℃～105℃区间时,CH3Br的光催化降解表观活化能为0.     

Fe3+掺杂纳米管TiO2光催化臭氧化去除水中腐植酸

HA(humic acids, 腐植酸)是一种难降解天然有机物,常规饮用水处理工艺很难将其去除. 采用水热合成法制备纳米管TiO₂,并通过TEM(透射电镜)、XRD(X射线衍射)、XPS(X射线光电子能谱)和BET比表面积分析对催化剂进行表征,考察纳米管TiO₂光催化臭氧化对HA的去除效果. 结果表明:①254 nm紫外光照射下,500 ℃煅烧纳米管TiO₂催化臭氧化HA的工艺去除效果最佳,HA去除率可达42.1%,较单独臭氧化工艺提高92.2%. ②采用Fe³⁺掺杂纳米管TiO₂催化臭氧化工艺时,Fe³⁺掺杂量为1.0%(原子百分含量),煅烧温度为550 ℃时,催化效果最好,HA去除率可达79.5%. ③HA去除率高于TOC,0~10min内该现象更为明显. ④考察陶粒和活性炭负载Fe³⁺掺杂纳米管TiO₂的催化效果及催化次数对催化性能的影响发现,陶粒和活性炭负载Fe³⁺掺杂纳米管TiO₂存在下,HA去除率分别为85.1%和97.7%,使用4次后,HA去除率分别为73.9%和82.8%.     

附载二氧化钛光催化降解水中对氯苯胺(PCA)

以紫外灯为光源 ,附载在镍网上的 TiO₂ 为催化剂 ,研究水中 PCA光催化降解动力学行为和机理 .结果表明 ,PCA的降解符合准一级动力学方程 ;初始 pH4～11对其反应速率影响较小 ;增大氧气浓度能加快 PCA的降解和脱氯速率 ;外加电位能大幅度提高 PCA的降解速率 .通过 GC-MS技术确定其降解中间产物主要有苯胺、硝基苯、对氯硝基苯、偶氮苯、4,4′-二氯偶氮苯等 ,它们最终矿化为 NH⁺₄、Cl^-、NO^-₃ 和 CO₂ .光催化能有效地降解 PCA但其矿化比降解需要更长的时间 .     

NTP协同双金属锰基催化剂降解氯苯的性能研究

以TiO₂为载体,采用共沉淀法制备了3种双金属催化剂（Co-Mn/TiO₂、Ce-Mn/TiO₂和Nb-Mn/TiO₂）,与低温等离子体（NTP）协同对氯苯进行降解,并通过XRD、SEM、TEM、BET、XPS、H₂-TPR和O₂-TPD手段表征其物化性质,以阐明不同催化剂对氯苯的等离子体催化降解差异.结果显示,与单独的NTP相比,双金属催化剂耦合NTP可显著提高氯苯的降解效率和矿化率,减少有毒副产物的产生.Co-Mn/TiO₂的催化活性优于Ce-Mn/TiO₂和Nb-Mn/TiO₂,在氯苯初始浓度为300 mg·m^-3,气体停留时间为2 s,放电电压为15 kV的工况条件下,Co-Mn/TiO₂耦合的NTP系统对氯苯的降解效率和CO₂选择性分别达78.14%和51.02%,其O₃的排放浓度为211 mg·m^-3.表征结果也验证了以上结论,3种催化剂的金属氧化物均在TiO₂表面高度分散,催化剂的比表面积为51~64 m²·g^-1.Co-Mn/TiO₂催化剂表面的高Mn⁴⁺/Mn³⁺比和O_ads含量呈现出更多的氧空位,增大了氧迁徙率,因而表现出最高的催化活性和催化氧化性能.研究表明,双金属锰基催化剂耦合NTP降解氯苯具有很好的应用前景.     

网状Ti/TiO2电极光电催化氧化若丹明B

用阳极氧化法制备出一种网状Ti/TiO₂电极,扫描电镜和拉曼光谱对电极表面TiO₂膜的形貌和晶体结构的检测结果表明:膜的结构和性能受阳极氧化过程中氧化速率的影响,在控制实验条件下,锐钛型TiO₂是其主要结晶形态.若丹明B的光电催化降解和光催化降解的实验结果表明:外加偏压可以有效地提高有机物的光催化降解效率.TOC的测定结果显示,在光电催化氧化过程中,若丹明B几乎完全矿化.若丹明B在光电催化降解过程中,生色基团的破坏与脱乙基作用同时发生.     

水中微量消毒副产物的光催化降解

采用光催化氧化工艺考察了饮用水部分消毒副产物的光催化降解效果.结果表明,TiO₂薄膜催化剂在低压汞灯照射下能明显提高致癌致突变有机物的光降解速率,其中卤代烷烃的光催化降解较光降解提高了3～7倍,而烯烃和芳香类物质的光催化降解较光降解也提高了2～3倍.总地来说,不同物质的降解规律为苯乙烯的降解速率最大,邻甲酚其次,烯烃较烷烃的光催化降解速率有明显提高,芳香烯烃较脂肪烯烃的降解速率高,而氯代烷烃的光催化降解效果非常接近.     

苯酚水溶液光催化降解的盐效应

实验研究了不同浓度的NaCl, KCl, KBr, CaCl₂和Na₂SO₄等电解质对323K下苯酚水溶液光催化降解速度的影响,采用分光光度法测定了光催化降解的动力学曲线.结果表明,各种电解质对苯酚的光催化降解均有抑制作用,且随电解质浓度的增加而增强;盐效应强弱主要取决于阴离子而不是阳离子;对于所研究的体系,阴离子的盐效应作用顺序为Br->SO₄^2->Cl^-.光催化过程的盐效应可能与阴离子对光催化剂表面光生空穴的俘获和稳定作用以及阳离子的电导作用引起催化剂表面光生电子和空穴之间的短路有关.     

天然斜发沸石负载TiO2的光催化性能

为了研究以天然斜发沸石负载TiO₂制备光催化剂,以对甲基橙溶液的光催化降解为光催化功能检验,太阳光为光源,对催化剂的合成条件及其催化活性的影响因素进行了探讨用脱色率及COD去除率对催化剂进行了性能评价,以XRD、IR及比表面积对样品进行了表征研究结果表明:由钛酸四丁酯与斜发沸石复合制备的催化剂在120℃下干燥6h后经200℃焙烧具有最大的光催化活性;甲基橙溶液的降解率随着TiO₂/沸石、外加氧化剂H₂O₂的增多而增大,但过量的H₂O₂也会抑制沸石载TiO₂的光催化活性;甲基橙溶液的pH值为2～5时具有最大的降解性.     

晶面协同TiO2的制备及其可见光催化特性

以不同氟化物为晶面控制剂,采用超声辅助-溶胶凝胶法制备｛001｝和｛101｝晶面协同的F-TiO₂,借助XRD、TEM和EDS表征其物相结构、微观形貌和元素组成,通过改变氟化物种类和添加量确定F-TiO₂的最佳制备条件,并探讨其可见光催化过程中的主要活性物种及作用机理,研究关键反应参数对F-TiO₂光催化活性的影响.结果表明,引入NH₄F、NaF和HF可调控TiO₂沿｛001｝、｛101｝晶面生长,同时F^-掺杂能够增大材料的比表面积,制备所得材料的光催化性能均高于纯TiO₂.但在NaBF₄调控下合成的TiO₂为锐钛矿/金红石/Na₃TiF₆三相共存的半导体耦合结构,可见光催化活性显著下降.当NH₄F添加量为0.1 g时,材料显示出最强的光催化性能,可见光照射60 min后RhB的降解率为97.24%,矿化率达78.39%.降解反应符合一级反应动力学规律,速率常数为0.1321 min^-1.通过自由基捕获实验和ESR测试发现,h⁺、·OH均以关键活性因子参与F-TiO₂的可见光催化过程.F-TiO₂光催化活性增强主要归因于｛001｝和｛101｝晶面的协同作用和表面异质结的形成,其能有效提高光催化反应过程中光生电子空穴对的分离和迁移效率.在可见光照射下,适当增加催化剂投加量,降低RhB初始浓度,控制溶液为中性环境,可显著提高材料的降解速率.     

Ce/TiO2/g-C3N4异质结的制备及光催化降解PFOA反应机制

采用溶胶凝胶-超声混合法制备了铈/二氧化钛/石墨相氮化碳（Ce/TiO₂/g-C₃N₄）异质结催化剂，通过透射电子显微镜（TEM）、X-射线粉末衍射仪（XRD）、傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）和紫外-可见分光光度计（UV-Vis）等表征了复合材料的结构、晶相、活性基团和光吸收性能，并考察了可见光下该催化剂对模拟全氟辛酸（PFOA）废水的降解效果.结果表明，Ce/TiO₂/g-C₃N₄分散性好，粒径小于20 nm，金属Ce的掺入及TiO₂/g-C₃N₄异质结的生成，有效抑制了光生电子和空穴对的复合，使复合光催化剂禁带宽度减小，光吸收范围增大，光催化性能得到明显提升.在pH值为2，PFOA浓度为4 mg·L^-1，催化剂投加量为1 g·L^-1的条件下，可见光照射180 min后，可降解94.4%的PFOA，脱氟率为38.6%.降解过程符合准一级反应动力学，速率常数为0.522 h^-1.通过HPLC-MS分析降解产物，同时结合氟元素物料平衡的计算结果，认为降解机制主要是以阴离子形式存在的PFOA吸附至表面带有大量正电荷的催化剂表面后，在光生空穴和活性自由基的作用下，以自由基机理逐步脱去CF₂生成短链的PFCAs，同时生成氟离子.     

Bi2WO6/UiO-66复合材料的制备与光催化性能研究

以冰乙酸作为模板剂,采用溶剂热法制备了一种Bi₂WO₆/UiO-66复合光催化剂,探究了不同UiO-66掺杂量对其光催化性能的影响,通过XRD、FTIR、SEM、N₂吸附-脱附、UV-Vis DRS、PL等手段对复合材料进行表征,以有机染料罗丹明B（RhB）作为目标降解物评价复合材料的光催化性能. 结果表明,该复合材料在可见光下光催化降解RhB时具有很强的活性. 经过4次循环实验,光催化剂的催化活性没有明显降低. 通过自由基捕获实验证明起主要作用的活性物质为空穴（h⁺）,并提出了可能的光催化降解机理为：UiO-66均匀分布在Bi₂WO₆的表面,增大了复合材料的比表面积,Bi₂WO₆光生电子转移到UiO-66的表面,降低了电子空穴复合率,h⁺则位于Bi₂WO₆表面,直接氧化有机物达到净化效果.     

高铁-光催化氧化协同去除藻毒素的研究

研究了高铁-光催化氧化体系去除水中藻毒素的效能.结果表明,通过投加10mg/L的高铁到光催化体系中,由于高铁的强氧化性及其还原产物可作为电子捕获剂的特点,可将光催化效率从63%提高到100%,实现快速完全去除藻毒素的目的.同时对照研究了高铁、光催化、Fe³⁺-光催化、高铁-光催化4种不同反应体系对藻毒素去除的效能.结果显示,单纯的高铁或光催化都可以降解一部分藻毒素,但去除率低,分别为54%和63%,且需大剂量的高铁投加或大大延长光照时间.而在Fe³⁺-光催化、高铁-光催化体系中,只需投加10mg/L的三价铁或高铁,就可以将藻毒素去除率提高到73%和100%,但采用高铁协同光催化体系比三价铁协同光催化体系更有效.也就是说在本体系中,高铁具有十分重要的作用,明显存在着高铁与TiO₂光催化的协同效应.