电催化降解（精选九篇）
电催化降解 篇1
用电催化氧化法处理难降解有机物的主要难点在于处理效率低及电极稳定性差, 而两者皆与电极材料的组成、结构和制备方法极为相关。研究表明:钛基二氧化铅是一种新型的不溶性金属氧化物阳极材料, “由于它具有较好的耐腐蚀性和导电性, 析氧过电位高且硬度大, 同时它也有很好的降解有机物的能力, 尤其对苯酚等芳香族物质具有很强的氧化分解能力, 所以其性能远远优于石墨及合金电极”。在阳极的极化下, 二氧化铅晶格中的空穴受到激发, 与吸附在阳极表面的水分发生以下的反应, 生成“羟基自由基”:
PbO2 (h) +H2O=PbO2 (OH) +H
“羟基自由基是强氧化剂, 对有机物氧化作用可以以三种方式进行。”脱氢反应、亲电子反应和电子转移反应。因此, 当溶液中存在有机物时, 具有高度活性的羟基自由基便会攻击有机分子, 进行一系列的氧化反应, 即它会抽取有机分子的氢原子或介入有机分子的双键, 形成活化的有机自由基。“使其具有更容易氧化其他有机物或产生连锁自由基反应, 使有机物得以迅速地水解成水、二氧化碳及其他的低分子量的有机物。”
高效液相色谱 (简称HPLC) 是一种高效能分析技术。由于它不受样品挥发性和热不稳定性的限制, 因而特别适合于分析高沸点、热不稳定及强极性化合物。本文采用高效液相色谱, 紫外检测器, 进行对氨基苯酚的定性定量分析。
一、仪器与试剂
(一) 主要仪器。
(见表1)
(二) 工作条件。
色谱柱:柱温为20 ℃, 柱子填料为C-18。 流动相:甲醇 (A) 、去离子水 (B) 与0.5 mol/L冰醋酸混合物, A :B (体积) =40:60;流速:1.0mL/min;检测波长:268nm。
(三) 试剂。
(见表2)
二、实验原理
(一) 循环伏安原理。
以循环伏安扫描的数据结果来判断物质能发生氧化还原反应的最小电压值。根据此数据来确定物质恒电位电解的电压值。利用空白样与原始样的循环伏安图对比也可以得到物质的初步降解原理以及影响因素。
(二) 电解原理。
利用电催化氧化法能在常温常压下, 通过有催化活性的电极反应直接或间接产生羟基自由基降低酚类物质的氧化电位, 从而有效氧化难降解污染物。
(三) HPLC测定原理。
高效液相色谱仪的系统由储液器、泵、进样器、色谱柱、检测器、记录仪等几部分组成。储液器中的流动相被高压泵打入系统, 样品溶液经进样器进入流动相, 被流动相载入色谱柱 (固定相) 内, 由于样品溶液中的各组分在两相中具有不同的分配系数, 在两相中作相对运动时, 经过反复多次的吸附——解吸的分配过程, 各组分在移动速度上产生较大的差别, 被分离成单个组分依次从柱内流出, 通过检测器时, 样品浓度被通过谱图打印出来。
三、实验装置
(一) 电解装置。
电催化反应器为无隔膜式三电极系统, 研究电极 (工作电极) 为PbO2, 电极面积为1×2cm2, 辅助电极 (对电极) 为钛板, 电极面积为1×2cm2, 参比电极为饱和甘汞电极。
1.恒电位/恒电流仪;2.电化学测量的系统;3.逆电极:不锈钢;4.烧杯;5.参比电极:SCE;6.磁性绞拌器;7.运转的电极;8.磁性短管轴。
(二) 循环伏安装置。
反应器为三电极系统, 研究电极 (工作电极) 为PbO2, 电极面积为1×2cm2, 辅助电极 (对电极) 为钛板, 电极面积为1×2cm2, 鲁金毛细管中插入参比电极, 参比电极为饱和甘汞电极。
(三) HPLC装置。
高效液相色谱仪主要包括:高压输液泵、C—18色谱柱、紫外光度检测器、数据处理系统及浙大工作站。
四、实验方法及过程
(一) 实验方法。 采用的色谱定量分析方法为标准曲线法 (即外标法) 。标准曲线法是一种简便、快速的定量方法。它是在一定条件下, 测定一系列不同浓度的标准试样的峰面积, 绘出峰面积A质量分数的标准曲线, 在严格相同的条件下, 测定试样中待测组分的峰面积, 由测得的峰面积在标准曲线上查出被测组分的质量分数。
(二) 数据处理及计算公式。 对氨基苯酚降解效率计算公式:undefined
其中:C0——电解前试样中对氨基苯酚的浓度 (mg/L) ;C——电解后试样中对氨基苯酚的浓度 (mg/L) 。
五、实验数据总结
(一) 电解时间对对氨基苯酚降解率的影响。
考察时间因素范围为:0～2.5h。其他因素分别确定为:温度为30℃, pH为4, 电流密度为1000 mA。
首先, 注入经预处理的电解前试样溶液进行测定。然后, 将电解时间依次改变为1h、1.5 h、2 h、2.5 h、3 h, 其他条件不变, 分别进行测定。
(二) 初始浓度对对氨基苯酚降解率的影响。
在温度为30℃, pH为4, 电解时间为2.5h , 电流密度为1, 000 mA时, 考察不同初始浓度的对氨基苯酚溶液进行电催化降解的效果。
注入经预处理的电解前初始浓度为50mg/L的试样溶液进行测定。然后, 将初始浓度依次改变为20 mg/L、30mg/L、40 mg/L、50 mg/L, 其他条件不变, 分别进行测定
1.50mg/L;2.40mg/L;3.30mg/L;4.20mg/L;5.10mg/L
(三) 溶液的pH值对对氨基苯酚降解率的影响。
电解时间为2.5h, 电流密度为1, 000 mA, 温度为30℃时, 考察不同pH值对对氨基苯酚溶液进行电催化降解的效果。
注入经预处理的pH值为1的试样溶液进行测定。然后, 将pH值依次改变为2、6、7、9、11, 其他条件不变, 分别进行测定。
(四) 温度对对氨基苯酚降解率的影响。
电流密度为1, 000 mA, 电解时间为2.5h, pH为4时, 考察不同温度下对对氨基苯酚溶液进行电催化降解的效果。
注入经预处理的电解前试样溶液进行测定。然后, 将温度改变为20℃、30℃、40℃、50℃、60℃, 其他条件不变, 分别进行测定。表6为对氨基苯酚随温度降解率曲线图表。
(五) 电流强度对对氨基苯酚降解率的影响。
在对氨基苯酚的质量浓度为50 mg/L, 电解时间为2.5h, pH为4时, 温度为30℃时, 考察不同电流密度下对对氨基苯酚溶液进行电催化降解的效果。注入经预处理的电解前试样溶液进行测定。然后, 将电流密度改变为200mA、400mA、600mA、800mA、1, 000mA, 其他条件不变, 分别进行测定。
六、结论
PbO2/Ti电极能有效降解废水中的对氨基苯酚。大量实验研究结果表明:在研究范围内, 电催化降解对氨基苯酚的最佳工艺条件为:电解时间为:1h;对氨基苯酚的初始浓度为:40mg/L;电解温度为:20℃;电解时的电流密度为:400mA;电解对氨基苯酚溶液PH值为:9。
摘要：本文用高效液相色谱法以C-18反相色柱, 紫外吸收检测器检测, 与试样预处理技术相配合, 测定电催化降解后各主要产物的含量。由于HPLC所达到的高分辨率和高灵敏度, 使分离和同时测定性质上十分相近的物质成为可能, 能够分离复杂混合物中的微量成分。通过本实验小组对对氨基苯酚的色谱条件研究确定以甲醇:水:冰醋酸体积比为40:60:0.1作流动相时, 其作为被测定样品对氨基苯酚分离效果最佳。并研究了在相同组成的流动相下, 在不同时间、温度、pH值、浓度和电流效率条件影响下对对氨基苯酚进行电催化降解之后对物质浓度的影响, 来探讨实验条件的改变对对氨基苯酚的电催化降解效率的影响问题;从而对产物进行定性和定量分析;根据数据找出最佳的实验条件。
电催化降解 篇2
采用介质阻挡放电作为低温等离子体的产生方式,对在低温等离子环境中反应了一段时间后的4种催化剂进行了表征.通过与反应前的表征结果对比,可以看到,催化剂在低温等离子体环境中反应,表面的.铝酸盐分解成为金属氧化物;反应后催化剂表面的颗粒变小,分散度提高;有一定的有机物被吸附或沉积在催化剂表面上;Mn氧化物催化剂在发泡镍载体上分散良好,比表面积最大,在电场中Mn的铝酸盐基本完全分解为氧化物,因此催化反应活性最高.
作 者：郭玉芳 叶代启 GUO Yu-fang YE Dai-qi 作者单位：郭玉芳,GUO Yu-fang(广州大学,环境科学与工程学院,广东,广州,510006)叶代启,YE Dai-qi(华南理工大学,环境科学与工程学院,广东,广州,510006)
刊 名：广州大学学报（自然科学版） 英文刊名：JOURNAL OF GUANGZHOU UNIVERSITY(NATURAL SCIENCE EDITION) 年，卷(期)：2008 7(3) 分类号：X701.7 关键词：介质阻挡放电 催化剂 低温等离子体 甲苯 表征★ 准分子紫外激光引发丙烯酸聚合反应的初步研究
★ UV/Fenton试剂降解染料甲基绿的研究
★ 高分辨率星载真空紫外成像光谱仪设计与研究
★ 山西晋祠公园藻类植物的初步研究
★ 对高等教育顾客满意度的初步研究
★ 社会性格和健康社会性格模式的初步研究
★ 地理环境对黄梅戏影响的初步研究
★ 基于水解酸化技术的低浓度难降解废水的处理方法研究
★ 高斯光束照射下的圆盘衍射
聚苯乙烯的化学催化降解 篇3
近年来废聚苯乙烯的处理成为人们关注的焦点。本文综述了有效的化学催化氧化降解聚苯乙烯的方法, TiO2光催化, 紫外光辅Fenton氧化结合底物修饰, 催化剂改性等方法可以不同程度实现污染物的降解作用。
2 催化氧化降解方法和机理
2.1 TiO2光催化降解
TiO2光催化降解技术 (Chong, Jin e al.2010;Mozia 2010) 中, 由于TiO2电子结构所具有的特点, 使其受光时生成化学活泼性很强的超氧化物阴离子自由基和氢氧自由基, 攻击有机物, 达到降解有机污染物的作用。纳米二氧化钛属于非溶出型材料, 在降解有机污染物和杀灭菌的同时, 自身不分解、不溶出, 光催化作用持久, 并具有持久的杀菌、降解污染物效果 (Pulgarin and Kiw1996;Malato, Blanco et al.2003) 。
最初尝试发现普通的TiO2光催化降解聚苯乙烯效果并不理想, 第一个原因是催化剂在污染物的表面分散不够, 没有充分接触;第二个原因是氧化剂的氧化性不够高, 很难进行开环反应;第三, 人们试图将光源引入可见光波段, 避免使用紫外光, 这样可以大大降低能耗。因此人们提出了很多的TiO2改性方案。下述两种方案, 是比较成功的两例。
TiO2改性:
2.1.1 染料改性
通过染料对TiO2改性, 可以拓展光谱吸收范围, 不仅限于紫外光谱范围, 可以拓展到可见光范围, 利用可见光降解可以极大节约能源, 降低处置成本。另外通过染料改性在紫外波段也可以增加TiO2催化剂对光能的吸收, 提高降解率。常见的染料敏化材料有视红质B, 孟加拉玫瑰红以及金属苯二甲蓝染料。催化机理如下图所示 (Shang, Cha et al.2003) 。
2.1.2 硅胶树脂-TiO2底物复合物
硅胶树脂修饰的TiO2目的是防止TiO2颗粒的聚集, 聚集会导致TiO2催化材料的表面积降低从而降低反应效率。用硅胶树脂修饰TiO2可以达到很好的分散效果。
上述方法由于降解率不足 (最高在50%左右) , 或者前处理过于复杂 (因为要预先将TiO2催化剂在聚苯乙烯相中进行分散) 因而在工业生产上受到了一定限制, 最新研究光辅Fenton氧化具有较好的工业应用前景。
2.2 光辅Fenton氧化
Fenton催化氧化也是一种常用的有机污染物降解手段。传统理论认为, 从广义上说, Fenton法是利用催化剂 (主要为二价、三价铁离子) 、或光辐射、或电化学作用, 通过H2O2产生羟基自由基 (·OH) 处理有机物的技术。
以往实验表明, Fenton试剂无法有效降解聚苯乙烯, 采用紫外光催化Fenton试剂也没有效果。这表明, 通常所熟知的羟基自由基和过氧化氢自由基根本不足以降解聚苯乙烯或者自由基与目标污染物没有充分接触。Feng等通过实验发现紫外光辅助Fenton氧化可以降解磺化了的交联聚苯乙烯材料 (Feng, Zheng et al.2011) 。先用硫酸磺化聚苯乙烯, 再通过紫外光辅助Fenton氧化降解聚苯乙烯可以看出是一种比较完整的工艺, 具有较好的工业应用可能, 这种方法工艺简单, 降解彻底, 降低成本是下一步努力的方向。
3 结论
聚苯乙烯是白色污染的重要组成, 焚烧处理会造成一定的空气污染。化学催化氧化降解可以避免二次污染的问题。 (1) TiO2光催化降解可以起到一定作用, 染料修饰和硅胶树脂修饰的TiO2可以提高一定的降解效率。 (2) 紫外光辅助Fenton氧化并且结合预先硫酸磺化处理可以达到对聚苯乙烯较好的处理效果。 (3) TiO2光催化前处理的一个重要作用就是将催化剂充分分散在目标污染物的内部, 使得产生的自由基可以迅速和污染物接触反应。
参考文献
[1]Kuzina, S.I.;Mikhailov, A.I.Photo-oxidation of polymers–2Photo-chain reaction of peroxide radicals in polystyrene.Eur Polym.J.1998, 34, 291–299
[2]Chong, M.N., B.Jin, et al. (2010) ."Recent developments in photocatalytic water treatment technology:A review."Water Research44 (10) :2997-3027
[3]Feng, H.M., J.C.Zheng, et al. (2011) .“Photoassisted Fenton Degradation of Polystyrene.”Environmental Science&Technology45 (2) :744-750
[4]Pulgarin, C.and J.Kiwi (1996) .“Overview on photocatalytic and electrocatalytic pretreatment of industrial non-biodegradable pollutants and pesticides.”Chimia50 (3) :50-55
[5]Shang, J., M.Chai, et al. (2003) .“Photocatalytic degradation of polystyrene plastic under fluorescent light.”Environmental Science&Technology37 (19) :4494-4499
催化臭氧氧化法降解土霉素废水 篇4
采用Mn2+-MnO2催化臭氧氧化降解土霉素废水,考察了pH值、臭氧流量、催化剂配比及投加量、自由基抑制剂等因素对降解效果的影响.结果表明:Mn2+-MnO2催化剂的`使用,可使废水CODCr去除率由单独臭氧氧化的35.3%提高到70.8%,同时还证实了催化臭氧氧化降解土霉素废水主要是自由基的氧化作用.
作 者：王春平刘清福 马子川 Wang Chunping Liu Qingfu Ma Zichuan 作者单位：王春平,刘清福,Wang Chunping,Liu Qingfu(邢台学院生化系,河北,邢台,054001)
马子川,Ma Zichuan(河北师范大学化学学院,河北,石家庄,050091)
水体中芴的催化降解研究 篇5
多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)是煤、石油、木材、烟草、有机高分子化合物等有机物不完全燃烧时产生的挥发性碳氢化合物，是重要的环境和食品污染物，也是POPs的重要组成部分[3,4,5,6]。PHAs由于具有致癌、致畸和致突变效应，对人体健康存在较大的潜在危害，一直是环境领域研究的热点[6]。
目前，常见的去除水中PAHs的方法主要是微生物降解[7,8]，但是微生物的生长和繁殖比较容易受到环境中p H、温度、营养物质等的影响，降解速率受较多因素的影响。近年来，纳米技术的发展为污水处理带来了一种新思路[9]。与其他纳米材料相比，纳米零价铁具有一定的磁性，在外加磁场的作用下可方便地从溶液中快速分离，克服了回收困难、二次污染等问题。用纳米铁能有效地去除氯代烃[10,11,12]、联苯醚[13]、芳香族硝基类[14]、多环芳烃[15]等有机物。肖阳等[9]通过纳米零价铁及其双金属体系对菲的降解研究，研究发现纳米零价铁双金属体系对比纳米零价铁降解效率更高。而用纳米零价铁双金属体系去除多环芳烃芴的研究还鲜有报道。
因此，本实验采用液相还原法制备纳米Fe-Ni双金属，通过纳米Fe-Ni双金属去除水体中芴的实验研究，并利用正交实验的方法对影响因素进行优化，以期为PHAs的治理一些参考。
1 实验
1.1 实验材料
主要试剂:Na BH4(分析纯)、Fe SO4·7H2O(分析纯)、聚乙二醇(分析纯)、甲醇(色谱纯)、丙酮(色谱纯)、无水硫酸钠(分析纯)、二氯甲烷(色谱纯)、环己烷(色谱纯)、氯化镍(分析纯)，成都市科龙化工试剂厂;芴(色谱纯)，天津光复精细化工研究所;实验过程中用到的水均为实验室制备的超纯水。
主要仪器:RE-5203型旋转蒸发仪，上海亚荣生化仪器厂;THZ-82型水浴振荡器，金坛市精达仪器制造有限公司;GCMS-QP2010 Ultra型岛津气相色谱-质谱联用仪，日本岛津。
1.2 纳米Fe-Ni双金属的制备
将配制的0.2 mol/L Na BH4水溶液20 m L，经蠕动泵(流速为50 m L/min)逐滴加入到80 m L、0.05 mol/L的Fe SO4水溶液中，同时用电动搅拌器以600 r/min的转速不断搅拌溶液，制备纳米零价铁。其反应方程式为:Fe2++2BH4-+6H2O→Fe0↓+2B(OH)3+7H2↑，待Na BH4滴加完成后，继续搅拌20min，得到的黑色固体为纳米零价铁。称取新鲜制备的纳米零价铁10.0 g于三口烧瓶中，加入200 m L超纯水，并在氮气保护下用电动搅拌器以150 r/min的转速搅拌。加入100 m L、10.0 g/L的Ni Cl2溶液，继续搅拌30 min后真空抽滤，并用超纯水冲洗多遍，得到黑色产物即为纳米Fe-Ni双金属[1]。制备的纳米Fe-Ni双金属需现配现用。
1.3 实验方法
实验在250 m L的锥形瓶中进行，改变不同质量新鲜合成的纳米Fe-Ni双金属、芴初始浓度、温度、p H值，并用氮气置换空气20 min后，保证在无氧环境后密封，密封后的锥形瓶置于水浴振荡器中，震荡速率为150 r/min。同时在另外一个锥形瓶中不添加纳米Fe-Ni双金属，室温20℃、芴浓度为1.0 mg/L,p H为7条件下进行空白实验。
单因素实验取样时间点位1 h、2 h、6 h、12 h、24 h，到达预定时间进行取样，测量后作时间-去除率曲线图。
正交实验在实验进行到48 h后进行取样，测量后对数据进行处理。
1.4 样品处理
将取样的样品在3500 rpm转速下离心15 min，取上清液10.00 m L于分液漏斗中，再加入20.00 m L二氯甲烷;20.00 m L正己烷分别萃取后装入梨心瓶，再通过40℃水浴抽真空旋转蒸发进行浓缩，浓缩至1 m L，用无水硫酸钠吸水后，通过气相-质谱联用仪上机进行定量分析。
1.5 分析测试
用GC-MS测定芴的浓度:
毛细管柱:rxi-5ms(30.0 m×250.0 mm×0.25μm)。
气相色谱条件:进样口温度250℃，柱初始温度50℃，以20℃/min的速度升至150℃，保持2 min;再以12℃/min的速度升至290℃，保持7 min。载气为氦气，流量1 m L/min，不分流进样，进样量为1μL。
质谱条件:电子轰击离子源模式，离子源温度为200℃，接口温度为250℃，电子轰击能量为70 e V，先以SCAN模式扫描定性离子，在以SIM模式定量分析。
1.6 正交实验
分别考察纳米Fe-Ni双金属的添加量、芴的初始浓度、温度、p H值四个因素中单因素变化时，芴去除率的变化情况。
选用纳米Fe-Ni双金属的添加量、芴的初始浓度、温度、p H值四个条件，通过单因素实验的结果，设计3水平4因素9次实验的正交实验，见表1。
1.7 芴的质量分析
震荡48 h后，对锥形瓶中没有添加纳米Fe-Ni双金属、室温20℃、芴初始浓度为1.0 mg/L、p H为7时测量芴的浓度，前后对比芴溶液的浓度减少量小于2%，可以认为锥形瓶和自挥发基本忽略不计。
2 结果与讨论
2.1 单因素实验结果与讨论
2.1.1 纳米Fe/Ni双金属添加量对芴去除率的影响
当初始芴浓度为1.0 mg/L，反应温度为20℃，p H=3，纳米Fe/Ni双金属添加量分别为1、2、3 g/L时，芴的去除率随纳米Fe/Ni双金属变化关系见图1。分析图1，当纳米Fe/Ni双金属添加量分别为1、2、3 g/L时，芴的去除率随着纳米Fe/Ni双金属添加量的增加而增加，即纳米Fe/Ni双金属添加量高有利于芴的去除。3种双金属添加量条件下芴的去除效率在反应最初的2 h内都非常迅速，在2～12 h时间段内变化相对趋缓，在12～24 h时间段内只有很小的变化，并且均能在24 h内达到平衡。
2.1.2 初始芴浓度对芴去除率的影响
在纳米Fe/Ni双金属添加量为2 g/L，反应温度20℃，p H=3，初始芴浓度分别为0.5、1.0、1.5 mg/L时，芴的去除率随芴的初始浓度变化关系见图2。分析图2可知，当纳米Fe/Ni双金属添加量保持不变时，芴的去除率随着芴溶液初始浓度的增大而相应的减小，即初始芴浓度越低越有利于芴的去除。在反应最初的2 h内都非常迅速，在2～12 h时间段内变化相对趋缓，在12～24 h时间段内只有很小的变化，并且均能在24 h内达到平衡。
2.1.3 p H值对芴去除率的影响
当纳米Fe/Ni双金属添加量固定为2 g/L，初始芴浓度为1.0 mg/L，反应温度20℃，溶液p H值分别为3、5、7时，芴的去除率随p H的变化关系见图3。分析图3可知，随着p H值的降低，芴的去除率逐渐升高，即低p H有利于芴的去除。在反应最初的2 h内都非常迅速，在2～12 h时间段内变化相对趋缓，在12～24 h时间段内只有很小的变化，并且均能在24 h内达到平衡。
2.1.4 温度对芴去除率的影响
当纳米Fe/Ni双金属添加量固定为2 g/L，设定芴浓度为1.0 mg/L,p H=7，实验温度分别为20、25、30℃时，芴的去除率随温度的变化关系见图4。分析图4可知，纳米Fe/Ni双金属对芴的去除率随温度的升高而增加，30℃时零价铁对芴的去除能力最强;温度降低，去除能力下降，但变化不大。同时，纳米Fe/Ni双金属对芴的去除率随时间的延长而相应的增加，并且均能在24 h内达到平衡。
2.2 正交实验结果与讨论
通过正交实验，优化纳米Fe-Ni双金属的添加量、芴的初始浓度、温度、p H值四个因素，以期寻求最佳去除条件，选用4因素3水平9次实验的正交实验表，记为L9(34)，“L”代表正交表号。每组实验进行三次，以去除率做为参考指标，正交实验的结果见表2。
采用极差分析法来确定影响水体中芴的催化降解研究的主要因素。通过公式(1)计算对比R值大小，R值越大表示影响较大，因素越重要;反之亦然
式中，ki=kjm,kjm为j列因素m水平相对应的实验指标，kjm为Kjm的平均值。由kjm的大小可以判断j因素的优水平和各因素的优水平组合，即为该条件下的最优组合。
以去除率作为正交实验的参考指标，通过极差分析结果可以得出:RA(14.534)>RB(6.67)>RD(6.033)>RC(4.033)。4种因素对水体中芴去除的影响程度依次为:双金属添加量(A)>初始浓度(B)>p H值(D)>温度(C)。双金属添加量对去除率的影响最大，芴的初始浓度的影响仅次于双金属添加量，p H值的影响比芴的初始浓度影响小，温度的影响最小。同时可以得到该条件下最佳因素组合为A3B1C3D2，去除率可达96.2%。
采用方差分析法(简称F检验)来确定确定影响水体中芴的催化降解研究的主要因素。F值是各因素的平均离差平方和与误差的平均离差平方和之比。F值与临界值F0比较，若F>F0，说明该因素对实验结果有显著影响，F与F0的差值越大，说明该因素影响的显著性越大。具体方差分析见表3。
注:F0.10=3.110。
由表3可知，通过比较F值大小，FA(8.724)>FB(1.704)>FD(1.266)>FC(0.746)，可以得到4种因素对于纳米FeNi双金属去除水体中芴的影响程度依次为:双金属添加量(A)>初始浓度(B)>p H值(D)>温度(C)，其中双金属添加量对芴的去除率最为显著。在实验范围内，确定最佳去除条件为A3B1C3D2，即在双金属添加量为3 g/L、芴的初始浓度为0.5 mg L、温度为30℃、p H为5的条件下，芴的去除率最大。
2.3 正交实验结果验证与讨论
通过极差和方差分析，可得到最优组合是:A3B1C3D2，即双金属添加量为3 g/L、芴的初始浓度为0.5 mg/L、温度为30℃、p H为5。在此条件下，进行验证实验，并进行重复性实验，具体结果见图5。
由图5可知，在最佳条件下进行纳米Fe-Ni双金属去除水体中芴的实验，经3组平行实验得到平均去除率为95.6%，与正交实验的结果96.2%相差0.6%，实验重复性较好。
3 结论
(1)研究了纳米Fe-Ni双金属去除水体中芴时各因素对去除率的影响，结果表明，双金属添加量对去除率的影响最大，芴的初始浓度的影响仅次于双金属添加量，p H值的影响比芴的初始浓度影响小，温度的影响最小。
(2)纳米Fe-Ni双金属的添加量越大、芴初始浓度越小、温度越高、p H值越低，越有利于芴的去除，最高去除率与最低去除率差值为23.4%。
(3)通过正交实验的数据和极差方差分析，可以得到纳米Fe-Ni双金属去除水体中芴的最佳条件，即在纳米Fe-N双金属的添加3 g/L、芴初始浓度0.5 mg/L、温度30℃、p H值为5的条件下，去除效果最好。去除率可达96.2%。
摘要：多环芳烃(PAHs)是一类难降解性,致癌、致畸、致突变且易在生物体内富集的持久性有机污染物(POPs),它广泛存在于大气、水、动植物和土壤中。本研究选取多环芳烃中芴作为研究对象,通过正交实验优化纳米Fe-Ni双金属添加量、初始浓度、p H值及温度,寻找芴的最佳去除条件。实验结果表明:当纳米Fe-Ni双金属添加量为3 g/L、芴初始浓度为0.5 mg/L、温度为30℃、p H为5的条件下,去除效果最好,去除率可达到96.2%。
电催化降解 篇6
1. 实验准备
1.1 实验的仪器装置与试剂
(1)实验的仪器装置有:气流烘干器(气流烘干器具有快速、节能、无水渍、使用方便、维修简单的特点)、101-2型电热鼓风箱、DZ-1型滴定搅拌器、125W紫外灯、PHS-3C型数字式酸度计、玛瑙研钵、电动离心沉降机、DF-101B集热式恒温磁力搅拌器、SRJX-4-9型高温电炉。
(2)试剂有:冰醋酸、钛酸四丁酯、无水乙醇、聚丙烯酰胺、硫酸、浓硝酸等分析纯试剂。
1.2 试验方法
1.2.1 催化剂制备
首先,将冰醋酸、无水乙醇、被加入浓硝酸调节PH的水,三种液体进行混合。其次,将钛酸四丁酯滴入到无水乙醇中,并进行搅拌至0.5h。然后将这个搅拌完成的钛酸四丁酯加入到以上三种混合而成的液体中,当这几种液体相互混合后慢慢会呈现出黄色的透明溶胶,这个黄色的透明溶胶经过48～72h后会演变成清澈的、透明的凝胶,将这个清澈、透明的凝胶经过12h保持温度为100℃的干燥后采用300——1000℃焙烧。最后,将经过干燥、焙烧的清澈、透明的凝胶进行研磨成纳米二氧化钛(不同粒径)。
1.2.2 光催化反应
首先,取一定浓度的聚丙烯酰胺滴入干净的烧杯中,采用集热式恒温磁力搅拌器对其进行搅拌。其次,取一定量的二氧化钛滴入正等待反应的聚丙烯酰胺中,并利用稀硫酸将这个混合有二氧化钛和聚丙烯酰胺的溶液调试到所需要的PH值。最后,等待烧杯中溶液的光催化反应完全结束后,将溶液中悬浮的杂志分离去除,并将纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺的光催化反应用标准曲线进行处理分析。
2. 结果
2.1 不同晶型的纳米二氧化钛的影响
本文将锐钛矿晶型的纳米二氧化钛与金红石晶型纳米二氧化钛分别进行光催化降解聚丙烯酰胺催化性能研究的实验,实验结果表明锐钛矿晶型的纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能要比金红石晶型纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能强很多。
2.2 催化剂浓度的影响
本文将不同浓度的催化剂(催化剂浓度为:0.05%、0.1%、0.15%、0.2%、0.3%)与相同浓度的聚丙烯酰胺进行光催化降解实验,实验结果表明浓度为0.05%的催化剂对相同浓度的聚丙烯酰胺的光催化降解效果非常的小,浓度为0.3%的催化剂对相同浓度聚丙烯酰胺的光催化降解不能得到完全的利用,而且造成了光散射的现象,严重影响了光催化降解的反应效率,而浓度为0.2%的催化剂对相同浓度的聚丙烯酰胺的光催化降解是最为有效的,降解率达到100%。
2.3 聚丙烯酰胺浓度的影响
本文将不同浓度的聚丙烯酰胺(聚丙烯酰胺的浓度分别为:100mg/L、200mg/L、300mg/L)与0.2%浓度的纳米二氧化钛进行光催化降解实验,实验结果表明采用300mg/L浓度的聚丙烯酰胺的光催化降解效率是最低的,降解速率也是最慢的。而浓度为100mg/L的聚丙烯酰胺的光催化降解效率是最高的,降解速率也是最快的,在实验的20min内聚丙烯酰胺已经完全降解。浓度为200mg/L的聚丙烯酰胺的光催化降解效率则是介于100mg/L浓度与200mg/L浓度是降解效率之间,降解速率也是在两者之间。
3. 结论
综上所述,本文经过不同的纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺实验,对纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能研究得出的结论有以下三点:
(1)锐钛矿晶型的纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能要比金红石晶型纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能强很多,也就是说,锐钛矿晶型的纳米二氧化钛的催化活性要比金红石晶型纳米二氧化钛高很多。
(2)催化剂的浓度对光催化降解聚丙烯酰胺催化性能也有着一定的影响,催化剂的浓度不能过低,也不能过高,应保持在0.2%的浓度,这样才能将聚丙烯酰胺进行完全的光催化降解。
(3)聚丙烯酰胺的浓度越低,则纳米二氧化钛对聚丙烯酰胺的光催化降解就越充分,效率就越高。
参考文献
[1]李晓琰.纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能研究[J].广东化工,2012,39(10).
[2]范晓雅,周静,杨祥,赵勇.纳米二氧化钛光催化降解聚??丙烯酰胺[J].精细石油化工,2012,29(3).
[3]张立德,牟季美.纳米材料和纳米结构[M].北京:科学出版社,2001:13-15.
釉面砖表面涂层光催化降解活性大红 篇7
本研究采用溶胶-凝胶法在釉面砖表面镀上TiO2涂层,对活性大红水溶液进行了降解反应研究。
1实验部分
1.1溶胶的制备[4]
溶胶制备装置如图1。
1.2薄膜的制备
把市售的普通釉面砖切割成尺寸为3cm×3cm的方形,依次用酸、碱、无水乙醇超声波清洗。然后把已在真空箱内干燥的釉面砖浸渍在溶胶中,以6cm/min的速度垂直向上提拉出液面,取出后的湿涂层放入100℃的干燥箱中干燥5min,在无尘环境下冷却5min,重复操作,可增加膜的厚度,将湿涂层放置在SX3-4-13型箱式电阻炉100℃下保温30min,然后以2℃/min的速率升温至550℃,保温1h,在炉内自然冷却至室温,即可得到有一定涂层厚度的釉面砖试样。
镀膜后剩下的溶胶放置48h形成凝胶,放入100℃的干燥箱中干燥24h,然后在电阻炉100℃下保温30min,以2℃/min的速率升温至550℃,再保温1h,在炉内自然冷却至室温即制成粉末。
1.3性能测试
1.3.1 粉末的表征
本方法测试仪器为Y-2000型X射线衍射仪,测试条件,阴极:铜靶;X射线源采用Kα,波长为λ=1.5406nm。
1.3.2 薄膜光催化性能的表征
实验在50mL烧杯中进行,等距离的放置3块已镀涂层的釉面砖,再加入30mL预先配制好的20mg/L活性大红溶液于烧杯中,以普通紫外灯为光源,经预热30min后,距液面13cm,进行光催化实验,用TU-1810紫外可见分光光度计在200～700nm波长范围内扫描,测得活性大红的最大吸收波长为542nm。在不同条件下反应一段时间后取样,测量活性大红在λ=542nm处的吸光度(A)。通过活性大红的降解率来表征光催化剂薄膜的催化活性。
降解率=(A0-A)/A0×100% (1)
式中,A0-未反应的溶液的吸光度;A-反应后溶液的吸光度。
2结果与讨论
2.1TiO2粉末XRD分析
TiO2粉末的XRD分析见图2。
从图中可以看出,有金红石相的衍射峰, 说明经550℃煅烧以后有部分锐钛矿已转变为金红石相。该溶胶中含有金红石和锐钛矿两种晶型,研究发现,含有锐钛矿与金红石两种晶相的混晶纳米TiO2, 比纯锐钛矿相具有更高的光催化活性[5],这要比单一的晶型催化效果好。
2.2光照时间对降解率的影响
其他条件不变,在不同时间下照射,比较其对降解率的影响(见图3)。
结果表明,随着光照时间的增长,降解率增高,但是5h以后,降解率增加幅度逐渐变小,因此选择光照5h为最佳时间。
另外进行了光照不加催化剂、光照加未镀涂层的釉面砖和加无光照催化剂实验。实验结果表明:光照不加催化剂,活性大红不脱色;加未镀涂层的釉面砖,光照5h,活性大红的降解率仅为2.5%;无光照加催化剂,活性大红降解率为2.2%,虽有脱色现象,但远低于光催化脱色。由此可见,只有在光照和TiO2同时存在的条件下,活性大红才能被有效降解。
2.3溶液pH值对降解率的影响
其他条件不变,用盐酸和氢氧化钠溶液调节溶液的pH值后,放入镀涂层的釉面砖,光照5h后,比较其对降解率的影响(见图4)。
结果表明,溶液的pH值对降解率有着比较显著的影响,活性大红在酸性条件下有着较高的降解率。这是因为在降解过程中,溶液中的有机物首先与溶解氧生成基态电荷转移复合物,在光的作用下,这种基态转移复合物变成激发态,它在酸性条件下易离解成R+和O2-自由基,从而加速了有机物的光氧化。
2.4初始浓度对降解率的影响
取4只50mL的烧杯,加入30mL不同浓度的活性大红溶液,调节pH=4,光照5h后,比较其对降解率的影响(见图5)。
结果表明,活性大红溶液浓度逐渐降低降解率反而高,这是因为在相同条件下,随着溶液浓度的增大,溶液颜色会加深, 使反应体系透光率降低, 降低了光生载流子产率,从而引起降解率的下降。
2.5金属掺杂对降解率的影响
将制得的TiO2涂层浸在一定浓度的AgNO3稀溶液中光照数分钟,利用光催化还原法在TiO2涂层表面沉积银,可制得Ag/TiO2涂层的光催化剂[6]。用Ag/TiO2涂层进行光催化实验,比较掺银后对降解率的影响(见图6)。
由图6可以看出,对于掺杂了Ag的TiO2涂层光催化活性明显高于TiO2涂层,光催化降解活性大红的速率达到了TiO2涂层的1.5～2倍。这是由于银可捕获光电子,有效阻止电荷在转移过程中与空穴的复合,延长空穴存在的时间,这样对于主要通过空穴以及空穴载体·OH进行的光催化氧化分解的反应来说, 反应速率得到了一定的提高[7]。
3结论
(1) TiO2涂层光催化降解活性大红的最佳反应条件为: pH值在4,初始浓度为20mg/L,在紫外灯照射5h后,降解率可达6..4%。
(2) Ag+/TiO2涂层光催化活性比TiO2单一涂层的要高。
摘要：以钛酸四正丁酯为前驱体,乙醇为溶剂,釉面砖为载体,利用溶胶-凝胶法制备釉面砖表面涂层材料,从有机染料活性大红BES的pH值,溶液初始浓度,光催化反应时间以及掺杂金属TiO2涂层等方面进行了研究。结果表明,釉面砖表面涂层对活性大红有一定的降解作用,溶液体积30mL,调节其pH值为4,紫外灯照射5h后,降解率可达到60.4%。
关键词：光催化剂,釉面砖涂层,活性大红
参考文献
[1]乔世俊,等.二氧化钛光催化降解处理氨氮废水[J].环境科学研究,2005,18(3):43-45.
[2]Moonsiri M,Rangsunvigit P,Chavadej S,et al.Effects of Pt and Ag onthe photocatalytic degradation of4-chloro-phenol and its by-products[J].Chemical Engineering Journal,2004,97(2-3):241-248.
[3]刘莹,王向宇.纳米二氧化钛光催化材料研究新进展[J].化工中间体,2005,(1):6-10
[4]余家国,赵修建,冯为民.溶胶-凝胶法制备釉面砖表面Ti O2涂层的XPS研究及其光催化性能[J].中国陶瓷,1999,35(1):16-18.
[5]Zhang Q H,Gao L,Guo J K.Effects of calcination onthe pho-to-catalytic properties of nanosized Ti O2powders prepared by TiCl4hydrolysis[J].Appl Catal B,2000,26(3):207-215.
[6]马琦,胡富苗,张保柱,等.Ag+修饰改性Ti O2薄膜的制备、表征及日光催化性能研究[J].化工科技,2005,13(5):23-25.
纳米二氧化钛光催化降解苯酚废水 篇8
关键词：纳米二氧化钛,光催化降解,苯酚,降解率
自1972年日本学者Fujishima和Honda在Nature杂志上发表有关Ti O2电极上光分解水的论文以来[1], 许多学者就在纳米半导体多相光催化的研究上做了大量的工作[2-5]。其中, Ti O2是多相光催化研究中使用较多的一种材料, 具有价廉, 无毒, 在水相中稳定等优点。利用Ti O2对有机污染物进行光催化降解, 最终使这些污染物生成无毒、无味的CO2, H2O及一些简单的无机物, 正逐渐成为工业化技术, 这为消除环境污染、水处理开辟了一条新的途径。
本文以苯酚为模拟污染物, 20nm二氧化钛为催化剂, 考察了p H值, 反应物初始浓度, 催化剂用量以及铁掺杂对Ti O2悬浮体系光催化活性的影响, 以探索提高苯酚废水降解效率的有效途径。
一、实验部分
1. 主要试剂
苯酚 (分析纯江都市扬子化工有限公司) , 纳米二氧化钛 (20nm南京海泰纳米材料有限公司)
2. 主要仪器
PHS-3D型酸度计 (上海蓝凯仪器仪表有限公司) , 450W高压汞灯 (上海明华工贸有限公司亚明特种灯泡厂) , TU-1901紫外可见分光光度仪 (北京普析通用仪器有限责任公司)
3. 实验方法
准确称取一定质量的纳米二氧化钛加入到一定质量浓度的200m L苯酚水溶液中, 在95-1控温磁力搅拌器上充分搅拌配成二氧化钛-苯酚悬浮液, 然后放入450 W高压汞灯。搅拌约60 min, 待吸附到达平衡后, 打开高压汞灯进行光催化降解反应。每隔20 min取样一次, 样品放入高速离心机中分离2次, 离心机转速4500 r/min, 每次分离时间15 min, 取试管中上层清液, 用UT-1901紫外-可见分光光度计测量其吸光度, 并通过吸光度-苯酚浓度标准曲线得到某一时刻苯酚的质量浓度。
二、结果与讨论
1. p H值对Ti O2光催化活性的影响
用ρ (H2SO4) =20%的水溶液将100 mg/L苯酚水溶液与200 mg Ti O2配成200 m L二氧化钛-苯酚悬浮液, 调节p H至:2, 4, 6, 8, 进行光催化苯酚降解实验, 结果如图1所示:
从图1中可以看出, 当溶液p H=6时, 苯酚降解最快, 其原因可能是由于溶液p H值通过改变Ti O2颗粒表面的电荷而改变颗粒在溶液中的分散情况[6]。当溶液p H值接近Ti O2等电点时, 由于范德华力的作用, 颗粒之间容易团聚形成大颗粒, 当悬浮液p H值远离等电点时, 由于颗粒相互间的排斥力, 粒子在溶液中的分散性很好, 去除率也更高。碱性条件下苯酚浓度随时间出现较大波动, 降解20min后, 较初始浓度反而有所增大, 可能是由降解过程中生成的中间产物影响吸光度的测试。
2. 不同初始浓度对Ti O2光催化活性的影响
分别配制质量浓度为50mg/L, 100mg/L, 150mg/L, 200mg/L的苯酚溶液200m L。按100mg/L的质量浓度添加催化剂纳米Ti O2, 然后进行光催化降解试验, 得到实验结果如图6所示:
图2为不同初始浓度的苯酚降解曲线。由图2可看出在浓度从50 mg/L到150 mg/L增加时, 降解率也随之增加, 但从150 mg/L到200mg/L增加时, 降解率反而有所下降。应此可得出浓度为150 mg/L时, 降解速度最快 (其斜率最大) 。据文献[7]报道, 初始浓度越高, 降解速率越大, 但在高浓度范围内, 反应速率与溶质浓度无关;在中等浓度时, 存在复杂的关系。因此, 随着苯酚浓度从50 mg/L到150 mg/L变化过程中, 降解速率越来越大;苯酚浓度为200 mg/L时的降解速率较150 mg/L没有提高, 其原因可能是其苯酚浓度达到高浓度范围的缘故。
3. 光催化剂用量的影响
配制浓度为100mg/L的苯酚溶液200m L, 添加催化剂的量分别为25mg/L, 50mg/L, 75mg/L, 100mg/L然后进行光催化降解试验, 得到试验结果如图3所示:
由图3可看出当纳米Ti O2用量从25mg/L增加到75mg/L时降解率始终在增大, 而从75mg/L增大到100mg/L时降解率反而有所下降。这是应为对于一定质量浓度的苯酚液, 光催化降解所需光催化剂的活性中心数量是一定的, 活性中心较少时, 降解反应较慢。但催化剂量超过一定值时, 尽管所提供的活性中心较多, 也不能提高光催化效率, 因为光催化剂对紫外光不仅具有吸收作用, 也有反射和散射作用, 所以光催化剂用量增多时, 悬浮液体系的透光性变差, 影响紫外光的充分利用, 导致降解效率下降。所以当纳米Ti O2用量为75mg/L时, 光催化降解率要明显高于其他用量。
4. 铁掺杂的影响
将200 mg光催化剂在一定质量浓度的Fe (NO3) 3水溶液中浸渍1h, 然后紫外光照1 h, 洗涤过滤, 150℃烘烤2h, 铁离子即被吸附沉积在纳米Ti O2表面。分别配制w (Fe (NO3) 3=0%、5%、10%的水溶液, 制备Fe/Ti O2复合光催化剂, 并在苯酚100 mg/L的水溶液中进行光催化降解反应, 结果见图4。
由图4可以看出对于苯酚w (F e (N O 3) 3) =0%到w (Fe (NO3) 3) =10%的过程中当w (Fe (NO3) 3) =5%时掺杂的催化效果较好。这是由于铁能捕获光生电子, 有效阻止电荷在转移过程中与光生空穴的复合, 提高了Ti O2的光催化活性。但Fe3+过高时, 反而以某种形式覆盖在Ti O2表面, 占据其活性中心, 阻碍了光催化反应的进行, 致使Ti O2活性降低[8]。
三、结论
在本实验中, 利用纳米二氧化钛光催化降解苯酚时, p H=6时降解率较高, 强酸和强碱条件均不利于苯酚的降解;初始浓度为150mg/L降解效果较好, 浓度过大或过低影响催化效果;催化剂用量为75mg/L时降解速率较高, 催化剂量过多或过少不利于降解。质量分数为5%的铁掺杂催化剂比未掺杂时的降解率有所提高。
参考文献
(1) Fujishima A, Honda K.Nature[J], 1972, 238:37
(2) 龚家竹, 于奇志.纳米二氧化钛的现状与发展[J].无机盐工业.2006, (38) 7:45-50
(3) Kerstin Hund-Rinke, Markus Simon.Ecotoxic Ef-fect of Photocatalytic Active Nanoparticles (TiO2) on Algae and Daphnids[J].Photoctalytic Active Nanoparticles.2006, 3:740-765
(4) F.Rubio, J.Rubio, J.L.Oteo.Effect of TiO2on the Pore Structure of SiO2-PDMS Ormosils.Journal of Sol-Gel Science and Technology[J].2000, 2:55-68
(5) 王建强, 王哲, 闰鹏飞等.TiO2光催化剂表面修饰研究进展[J].黑龙江大学自然科学学报.2001, 7:15-24
(6) 刘保顺, 何鑫, 赵修建, etal.纳米TiO2的表面能态及光生电子空穴对复合过程的研究[J].光谱学与光普分析, 2006, 26 (2) :208～212
(7) Zhang Qinghong (张青红) , etal.Nano TiO2 Pho-tocatalysisMaterial and Its Application (纳米氧化钛光催化材料及应用) [M].Beijing:Chenical Industry press, 2002
电催化降解 篇9
1 实验部分
1.1 材料
钢渣 (取自攀钢) , 工业钛液 (取自钛业公司) , 氨水 (分析纯) , 双氧水 (分析纯) , 苯酚 (分析纯) 。
1.2 试验设备
扫描电镜 (SEM, TESCAN VEGAⅡ型) , 紫外-可见分光光度计 (UV-2300型) , 25W紫外灯, 马弗炉。
1.3 光催化剂的制备
选择140目的钢渣颗粒, 用蒸馏水反复冲洗数次, 烘干待用。将工业钛液放入水热反应釜中140℃反应6h, 取出加入氨水和H2O2后置于冰水域中搅拌2h, 再逐渐升温至80℃, 搅拌至形成淡黄色溶胶。将预处理的钢渣放入溶胶中陈化24h, 过滤, 100℃烘干, 后在马弗炉中500℃煅烧2h, 得到钢渣负载TiO2光催化剂。
1.4 光催化剂的催化活性研究
以苯酚为模拟污染物进行光催化降解:将催化剂加入到100mL浓度为40mg/L的苯酚溶液中, 在25W紫外灯照射下光催化反应3h, 测定苯酚浓度, 计算苯酚的降解率。
苯酚的光催化降解率见式 (1) 。
式 (1) 中, C0表示苯酚的初始浓度;C表示光催化降解后苯酚的浓度。
2 结果与讨论
2.1 光催化剂的表面形貌分析
钢渣的SEM图片见图1 (a) , 从图中可看出, 钢渣表面较光滑, 有丰富的小孔, 比表面积较大。钢渣负载TiO2光催化剂的SEM图片2图1 (b) , 从图中可看出, 钢渣表面有少量TiO2颗粒均匀粘附, 表面形貌较好。
2.2 投加量对光催化效果的影响
钢渣负载TiO2光催化剂投加量对苯酚光催化降解效果的影响见图2。从图2可知, 随着催化剂投加量的增加, 苯酚降解率出现先上升后下降的趋势, 当催化剂投加量为10g/L时, 光催化效果最好。这是因为随着催化剂投加量的增加, 由紫外光激发产生的光生电子与光生空穴对数量也会增加, 从而提高光催化反应效率;但反应体系中固体含量过高, 会影响紫外光的透过, 使光生电子与光生空穴对的产生率降低, 导致光催化效率降低。
2.3 负载次数对光催化效果的影响
TiO2负载次数对苯酚光催化效果的影响见图3。从图3可知, 随着TiO2负载次数的增加, 苯酚的光催化降解率先增加后下降, 当负载次数为3次时, 光催化效果最好。这是由于随负载次数的增加, 负载于钢渣表面的TiO2量增多, 光催化能力增强。但当负载量过大时, 前期负载的TiO2微粒成了晶粒长大的中心, 新负载上的TiO2围绕该中心长大, 负载颗粒发生团聚, 使得TiO2不能在钢渣表面完全分散, 表面积降低, 光催化能力下降[6]。
2.4 煅烧温度对光催化效率的影响
煅烧温度对苯酚光催化效果的影响见图4。从图4可知, 苯酚的光催化降解率随着煅烧温度的升高呈现先增加后下降的趋势, 当煅烧温度达到500℃时光催化降解率最高。这是因为锐钛型TiO2的光催化性能比金红石型的TiO2的光催化性能高[7], 当煅烧温度低于450℃时, 锐钛型TiO2还未完全形成, 样品为非晶结构, 光催化性能较差;煅烧温度为500℃时, TiO2已完全转化为锐钛矿型结构, 因此呈现出较优的光催化性能;煅烧温度继续升高, 锐钛型TiO2逐渐向金红石型转变, TiO2粒径变大, 表面积降低, 光催化性能降低。
2.5 光照条件对光催化效率的影响
光照条件对苯酚光催化降解效果的影响见图5。从图5可以看出在25W紫外灯照射下进行光催化反应时苯酚的降解率比在无光照条件下高得多, 这是因为无光照射时, 苯酚的降解主要依靠钢渣的吸附作用;而在紫外光照射下, 钢渣表面吸附的大量苯酚分子有助于减少光生电子与空穴的复合, 从而提高TiO2光催化降解苯酚的效率。
3 结论
(1) 钢渣具有较大的比表面积、较好的吸附性能, 可以作为负载TiO2的载体。SEM测试表明负载的TiO2在钢渣表面均匀分散。
(2) 经500℃煅烧处理的钢渣负载TiO2光催化剂在紫外光照射下光催化性能较优, 向100mL浓度为40mg/L的苯酚溶液中加入10g/L催化剂, 苯酚的降解率可达78.3%。
(3) 适当增加TiO2负载次数有助于提高钢渣负载TiO2光催化剂的催化性能, 当负载次数为3次时, 苯酚的光催化降解率可达86.7%。
参考文献
[1]吴雅睿, 关卫省, 罗伟华.改性蛇纹石负载改性TiO2光催化剂的制备及活性研究[J].化工新型材料, 2013, 8 (41) :109-110.
[2]Wang X J, Hu Z H, Chen Y J.A novel approach towards highperformance composite photocatalyst of TiO2deposited on activated carbon[J].Appl, Surf, Sci., 2009, 255:3953~3958.
[3]Pelizzetti E, Minero C.Mechainism of the photo-oxidation degradation of organic pollutants over TiO2particles[J].Electrochinmica Acta, 1993, 38 (1) :47-55.
[4]魏玲红, 李俊国, 张玉柱.新型钢渣水处理剂去除水体污染物的研究现状[J].环境科学与技术, 2012, 2 (35) :73-78.
[5]杨慧芬, 傅平丰, 周枫.钢渣颗粒对水中Cr (VI) 的吸附与还原作用[J].过程工程学报, 2008, 3 (8) :499-503.
[6]石建稳, 艾慧颖, 王旭, 等.TiO2/粉煤灰光催化降解双氯芬酸钠研究.环境科学学报[J], 2014, 2 (34) :1-7.
