TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨（共7篇）

篇1：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

摘要：室内空气中存在大量气体污染物,TiO2光催化剂能将气体污染物催化降解为CO2和H2O等对人体无害的小分子物质.本文从纳米TiO2光催化剂自身性质和环境因素两方面,综述TiO2先催化剂降解室内空气中污染物影响因素的.研究现状,以期为建立能反映光催化反应全过程的动力学模型提供理论依据.作 者：吴俊华 宋瑞金 作者单位：中国疾病预防控制中心环境与健康相关产品安全所,北京,100021期 刊：卫生研究 ISTICPKU Journal：JOURNAL OF HYGIENE RESEARCH年，卷(期)：,36(2)分类号：X511关键词：光催化氧化 空气净化 反应动力学 环境污染

篇2：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

TiO2光催化氧化机动车排放污染物的影响因素

研究了NO2的自光解、光强、污染物起始质量浓度和反应环境温、湿度等因素对TiO2的光催化氧化效果,结果表明,NO2的自光解伴随着TiO2光催化氧化而同时发生,其转化率明显小于TiO2光催化氧化率.在同等条件下TiO2光催化氧化率随光强的`增强而增加,随污染物起始质量浓度的增大而减小.环境温、湿度对TiO2光催化氧化影响较为复杂,在一定条件下,温度具有最佳使用范围,而湿度环境既可促进TiO2光催化氧化率,同时也可抑制其转化率.

作 者：陈萌 韩相春 尤铁学 Chen Meng Han Xiangchun You Tiexue 作者单位：东北林业大学,哈尔滨,150040刊 名：东北林业大学学报 ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF NORTHEAST FORESTRY UNIVERSITY年，卷(期)：34(6)分类号：X5关键词：TiO2 光催化氧化 氮氧化物

篇3：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

甲醛是室内装修最常见的污染物, 主要来源于室内建筑材料和家具, 如胶合板、刨花板、泡沫填料、木地板、壁纸、油漆和涂料等。甲醛对眼、鼻、喉的黏膜有强烈的刺激作用, 最普遍的症状就是眼睛受刺激和头痛, 严重的可引起过敏性皮炎和哮喘。因甲醛污染的危害性较大, 所以受到广泛关注。

当前, 去除室内空气中甲醛的方法有自然通风、机械通风、物理吸附、植物吸收、材料封闭、光催化降解等。其中光催化降解又以二氧化钛 (Ti O2) 光催化降解技术为主, 其具有无二次污染、反应条件温和等优势, 是一种较有发展前景的甲醛净化手段。纳米Ti O2光催化降解机理的主要过程为:

上述反应在Ti O2表面生成的羟基自由基 (·OH) 和超氧离子自由基 (·O2ˉ) 具有很强的氧化能力, 能够破坏甲醛分子中的C-H、C-O键, 使甲醛被完全氧化为CO2、H2O。

光催化降解甲醛的效果受多种因素影响, 本文主要考察环境温度、光照强度、二氧化钛 (Ti O2) 浓度对光催化降解甲醛的影响。

2 实验原材料与方法

2.1 实验药品及仪器

锐钛型纳米Ti O2光触媒溶液 (平均粒径10nm) 、甲醛溶液 (质量分数3%) 、环境试验箱 (内部有风扇, 并留有测试孔) 、20W日光灯、4160-2型甲醛分析仪 (测量范围:0.01mg/m3~19.99mg/m3) 。

2.2 实验方法

将纳米Ti O2光触媒溶液均匀的喷涂在玻璃板上, 待玻璃板上溶液干燥完全后将其放置于试验箱体内, 从测试孔滴入甲醛标准溶液, 打开风扇使甲醛均匀分散于箱体内。分别控制环境温度 (10℃±2℃、20℃±2℃、30℃±2℃、40℃±2℃) 、光照强度 (一盏20W日光灯、二盏20W日光灯、三盏20W日光灯) 、Ti O2浓度 (在玻璃板上喷涂一遍、二遍、四遍) , 在不同条件下测量甲醛浓度, 计算在不同环境温度、光照强度、Ti O2浓度下的甲醛降解率。甲醛降解率 (%) = (初始甲醛浓度-时间t时的甲醛浓度) ×100/初始甲醛浓度。

3 结果与讨论

3.1 环境温度对甲醛降解率的影响

环境温度对甲醛降解率的影响如图1所示。经过相同的反应时间 (12h) , 环境温度较高时, 甲醛的降解率随之提高, 这是因为该光催化反应是一种多相光催化反应体系, 不属于纯粹的自由基链式反应体系, 控制反应速率的是吸附、脱附、质量传递等因素, 而这些因素受环境温度的影响较大。在一定温度范围内, 温度越高, 物理吸附越弱, 脱附能力越强, 产生的自由基超氧离子越多, 光催化反应越快。

3.2 光照强度对甲醛降解率的影响

光照强度对甲醛降解率的影响如图2所示。如图可知当反应10h后, 甲醛降解反应基本完成, 使用一盏日光灯时, 反应10h后甲醛降解率为43%, 两盏日光灯照射时, 10h甲醛降解率为55%, 三盏日光灯照射时, 10h甲醛降解率达到59%。因此, 当光照强度越强, 甲醛的降解率越高。这是因为光照越强产生的羟基自由基越多, 羟基自由基越多, Ti O2光催化降解甲醛的效率就越高。

3.3 Ti O2浓度对甲醛降解率的影响

Ti O2浓度对甲醛降解率的影响如图3所示。在反应初期, 光触媒用量对反应影响较大, 在反应2h时, 喷涂一遍、二遍、四遍光触媒的降解率分别为14%、28%、36%, 甲醛降解率随着光触媒用量的增加而增大。在反应到中后期时, 喷涂一遍、二遍、四遍光触媒的甲醛降解率趋于一致, 在反应12h后, 降解率分别为61%、62%、62%。由此可知, Ti O2浓度能够在反应初期加快甲醛降解, 但是基本不影响最终的甲醛降解率。

4 结论

⑴环境温度对Ti O2光催化降解甲醛有较大影响, 经过相同反应时间, 环境温度较高时, 甲醛的降解率提高。

⑵光照强度对Ti O2光催化的影响明显, 当光照强度越高时, 光催化的效率越高。因此, 在实际应用中, 应尽可能使反应在光照较好的条件下进行。

⑶Ti O2浓度增加可以加快光催化反应的速度, 但基本不改变最终的甲醛降解率。

⑷光催化受到各种因素的影响, 为保证光催化降解甲醛的效果, 应尽可能的控制环境温度、光照强度在有利反应的范围内。另外, 如果条件允许, 可以增加Ti O2用量来提高降解甲醛的效率。

摘要：通过实验考察了环境温度、光照强度、TiO2浓度等因素对二氧化钛 (TiO2) 光催化降解甲醛的影响, 结果表明:在一定范围内, 环境温度升高, 甲醛降解率提高;光照强度越强, 甲醛降解率越高;TiO2浓度增大, 能加快降解速度, 但是对最终降解率无明显影响。

关键词：环境温度,光照强度,TiO2浓度,光催化降解甲醛

参考文献

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[4]单兴刚, 张国栋.Ti O2光催化空气净化研究[J].化学工程与装备, 2010 (3) :19-22.

篇4：光催化降解甲胺磷影响因素的研究

光催化降解甲胺磷影响因素的研究

进行了纳米TiO2悬浮体系光催化降解甲胺磷的研究.结果表明,只有在光照、催化剂和氧同时存在的条件下才能有效地进行光催化降解甲胺磷.在甲胺磷浓度为1×10-4 mol*L-1，反应液起始pH=6.82，通空气量为2 L*min-1，催化剂用量为0.4 g*L-1，光照时间为2 h时，甲胺磷的.降解率为77.5%.同时还探讨了起始pH值、甲胺磷起始浓度、光强、通气量，以及电子接受体H2O2、Fe3+等对光催化降解甲胺磷的影响.实验结果表明光催化降解甲胺磷是可行的.

作 者：徐悦华 古国榜 李新军 Xu Yue_hua Gu Guo_bang Li Xin_jun 作者单位：华南理工大学化工学院,刊 名：华南理工大学学报(自然科学版) ISTIC EI PKU英文刊名：JOURNAL OF SOUTH CHINA UNIVERSITY OF TECHNOLOGY (NATURAL SCIENCE EDITION)年，卷(期)：200129(5)分类号：O643.32+2 TQ453.2+2关键词：光催化降解 甲胺磷 纳米二氧化钛

篇5：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

近年来随着我国人民生活水平的提高,室内装修程度愈来愈高,使得室内空气品质问题尤为突出,室内空气污染问题已成为当前建筑环境及相关领域的一个研究热点。建筑室内空气有机化学污染主要是甲醛和甲苯、二甲苯等芳香族化合物引起的空气污染,其中普遍存在且污染严重的则是甲醛和苯,而甲醛的影响是长期的(据研究为3~15年)。刘汝青等[1]对广州市300户精装修民用住宅室内甲醛和TVOC的实测调查表明,装修3个月内的住宅有90%甲醛超标;王琨等[2]对哈尔滨市装修完工2年内的246户居民住宅空气甲醛检测数据表明,超标率为77.2%。可见,甲醛污染是造成室内空气品质低劣的重要原因。

纳米光催化降解室内有机污染物技术是近几年发展起来的一项空气净化技术,具有反应条件温和、能耗低、二次污染少、可以在常温常压下氧化分解结构稳定的有机物等优点,成为空气污染治理技术研究和开发的热点。但是纳米Ti O2只能在紫外光源的激发下才能产生催化效果,而在可见光源的激发下催化效率不高,且净化周期较长[3]。为了改善Ti O2纳米颗粒的光催化性能,提高其量子效率和对可见光能的利用率,必须对Ti O2纳米颗粒进行掺杂改性。由于过渡金属离子具有比Ti O2纳米颗粒更宽的对光源的吸收范围和稀土金属元素具有特殊电子结构,采用金属元素对Ti O2进行掺杂改性可以提高其在可见光下的催化性能。

根据文献[4]可知,纯Ti O2纳米颗粒的XRD衍射图中衍射峰较宽,强度不高,锐钛矿型晶体尺寸较小,无金红石型晶体。而掺杂Cu离子和Ce离子都能通过诱导Ti O2纳米颗粒中锐钛矿型晶体向金红石型晶体转变,一定比例的锐钛矿型与金红石型混合晶体的Ti O2纳米颗粒具有更高的光催化活性。

本文在已有工作的基础上,对共掺杂铜、铈的纳米Ti O2的制备方法及其在可见光下降解甲醛的光催化效率进行了实验研究。通过正交试验,找到了影响共掺杂铜、铈的纳米Ti O2在可见光条件下光催化降解甲醛性能诸因素的排列次序和最佳的工艺条件。

1 实验

1.1 主要仪器与试剂

1.1.1 光催化材料制备仪器和试剂

PHS-25型p H计(上海今迈仪器仪表有限公司),XCSL-16-12Y型中温实验炉(洛耐院仪器设备制造公司),GD66-1型鼓风干燥箱(北京实验设备厂),78-1型磁力加热搅拌器(上海浦东物理光学仪器厂),JM102型电子计数天平(浙江余姚纪铭称重设备公司)。

钛酸丁酯[Ti(C4H9O)4]、无水乙醇、硝酸铜、硝酸铈、硝酸、氨水,均为分析纯;水,二次蒸馏水。

1.1.2 光催化性能检测仪器和试剂

HC-1型环境测试舱(上海步青建筑科技发展有限公司),SL-11型仪表恒温水浴锅,T8型可见光灯管(天津市紫品特种光源有限公司),GDYQ-201MB型多功能甲醛、氨测定仪(长春吉大小天鹅仪器有限公司),JM102电子天平(浙江余姚纪铭称重设备有限公司)。

氨水、硝酸、冰乙酸、乙酸铵、乙酰丙酮,均为分析纯。

1.2 共掺杂Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒的制备

溶胶-凝胶法可以用来制备纳米粉体、纳米膜、纳米块材料等纳米材料。该方法的过程为:将易于水解的金属化合物(无机盐或醇盐)在某种溶剂中与水发生反应,经过水解过程与缩合过程而逐渐凝胶化,再经过干燥、高温焙烧处理,得到所需的Ti O2纳米颗粒。该方法的优点是不会引入杂质,能制备高纯度、颗粒细、均为球型的Ti O2纳米颗粒,水解过程一般在常温下进行,设备简单,能耗少。

本文采用溶胶-凝胶法制备共掺杂Ti O2纳米颗粒。制备步骤如下:按V[Ti(C4H9O)4]∶V(C2H5OH)=1∶4,将钛酸丁酯在剧烈搅拌下滴加到3/4用量的无水乙醇中,搅拌45 min后得到均匀透明溶液,再将溶有Cu(NO3)2·3H2O和Ce(NO3)3·6H2O的稀盐酸溶液(p H值=3)于剧烈搅拌下缓慢加入上述溶液,剧烈搅拌30 min,再于剧烈搅拌下将剩余1/4用量的无水乙醇缓慢滴加,10 min滴完,剧烈搅拌30 min,所得液体溶胶于室内成化5 d形成干凝胶,抽滤、洗涤后用鼓风干燥箱(80℃)烘干10 h,取出放在室内自然冷却、研碎,然后将试样放入中温实验炉中以2℃/min升到所需温度,恒温1 h,自然冷却至室温,得到Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒。

1.3 光催化降解甲醛实验

光催化反应在环境测试仓中进行。根据GB 18580—2001《室内装饰装修材料人造板及其制品中甲醛释放限量》,将环境测试舱的温度设置在(23±0.5)℃,湿度设置在(45±3)%。环境测试仓体积为1 m3、内壁为不锈钢材质且有风扇搅拌的密闭装置,取1 mg/m L的甲醛标准溶液1 m L滴加在培养皿上,将其放入环境测试舱,使其充分挥发。将2 g Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒均匀负载到0.1 m2的玻璃上,利用可见光(用滤光片滤掉日光灯光源中的紫外线)作为激发光源对玻璃上附着的CuCe/Ti O2纳米颗粒进行激发,使其产生光催化效果。每隔60min采样10 L环境测试舱内的气体,实验时间共240 min。甲醛浓度测试按GB/T 15516—1995采用乙酰丙酮分光光度法进行。实验模型见图1。

1.4 正交实验设计

针对在制备Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒过程中的影响因素(Cu-Ce掺杂负载量、Cu-Ce摩尔比、烧结温度)对其在可见光源下光催化效果的影响进行研究,通过设计正交试验对CuCe/Ti O2纳米颗粒光催化效果进行分析,从而得到制备CuCe/Ti O2纳米颗粒的优化方案。

据文献报道[5,6,7,8,9,10]分析可知,影响共掺杂纳米Ti O2的光催化性能主要是Cu-Ce掺杂负载量(因素A)、Cu-Ce掺杂摩尔比(因素B)和烧结温度(因素C)。本文以甲醛光催化降解比率为评价指标,按3因素4水平安排试验,考察的因素和水平见表1。

2 结果与讨论

2.1 正交实验结果

L16(45)正交实验结果及分析见表2。

从表2可以看出,在可见光源下,Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒光催化甲醛气体效果最好的是15号样品(A4B3C2),其经过240min光催化环境测试舱内的甲醛气体,甲醛气体浓度为0.497mg/m3,降解效率为50.3%。

利用极差R分析可知,RA>RB>RC,说明因素A、B和C之间不存在不可忽略的交互作用,因素A(Cu-Ce负载量)是影响Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒光催化甲醛气体效果的主要因素,因素B(Cu-Ce摩尔比)与因素C(烧结温度)为次要影响因素。根据对ki的比较可知,各因素的最佳水平分别为:Cu-Ce负载量3%、Cu-Ce摩尔比1∶1和烧结温度500℃,即可以得出优化方案A3B3C2。

2.2 优化方案光催化效果分析

考虑到环境测试舱内甲醛气体浓度会由于抽气采样而产生稀释作用,将采用负载优化方案制备的Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒测试舱内的甲醛气体浓度变化与舱内气体自然衰减(未设置催化剂)的试验结果进行对比,结果见图2。

从图2可以看出,由于采样需抽取10 L气体,环境测试仓外新鲜空气的补充渗入造成甲醛气体浓度的自然衰减,240min可使甲醛浓度降低10.4%;优化方案A3B3C2的光催化降解甲醛效率非常明显,240 min可达到58.7%,如果扣除自然衰减作用,实际降解率可达48.3%,有良好的应用前景。

3 结语

采用溶胶-凝胶法制备共掺杂Cu-Ce/Ti O2光催化纳米材料,以L16(45)安排正交试验,利用极差分析可知,Cu-Ce掺杂负载量是影响Cu-Ce/Ti O2纳米颗粒光催化甲醛气体效果的主要因素,Cu-Ce摩尔比与烧结温度为次要影响因素;可见光条件下对甲醛气体光催化效果的优化方案为:Cu-Ce掺杂负载为3%,Cu-Ce掺杂摩尔比1∶1,烧结温度500℃。

按优化方案制备的Cu-Ce/Ti O2光催化纳米颗粒,在环境测试仓内可见光条件下经240 min光催化后,环境测试舱内的甲醛气体浓度为0.413 mg/m3,降解效率为58.7%,扣除由于采样造成甲醛气体浓度的自然衰减,实际降解率可达48.3%。

参考文献

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[7]王振阳,何洪,戴洪兴,等.稀土掺杂TiO2光催化的研究进展[J].中国稀土学报,2006,24:94-99.

[8]胡燕,征经堂,石建稳.Ce掺杂TiO2纳米粒子的制备及其光催化活性研究[J].应用化工,2006,35(8):591-594.

[9]张浩,赵江平,王智懿.Cu-TiO2光催化降解甲醛气体的研究及应用[J].新型建筑材料,2009(9):78-81.

篇6：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

液氯具有杀菌作用广泛, 使用和投加方便, 在管网中可以长时间保持稳定的余氯量及价格较低等优点, 在我国, 已经成为用来给水消毒居主导地位的消毒剂［1］。在传统的给水处理观念中, 只要维持管网末梢的余氯量就可以保证饮用水的安全［2］, 不同的国家根据本国所用水源的质量、处理方法及管网条件对余氯做出了限定值, 其中我国是出厂水余氯含量≥0.3。但是余氯过量就会存在一方面饮用水的口感变差, 另外余氯还可能与水中有机物形成致癌物质卤代烷类化合物［2］。还有研究表明, 将含有一定浓度的余氯直接排入水体, 无论是化合性还是游离性的余氯对鱼类和水生生物造成较大毒性影响［3］。余氯的去除与否对Ames试验结果的影响较大, 甚至有可能改变水样的致突变性。水样的余氯量越大, 致突变性越强［4］, 甚至氯对人的健康也有危害［5］。因此, 脱氯技术对于控制液氯消毒带来的副作用意义重大, 最常用到的脱氯方法有化学药剂法和活性炭吸附法。而化学药剂法用到的化学试剂有:二氧化硫、亚硫酸氢钠、亚硫酸钠、硫代硫酸钠、金属铁、纳米级零价铁等［2］。而本文研究采用较先进的二氧化钛膜光催化技术去除余氯效果显著, 不易产生二次污染。

为了人们的健康, 直饮水去除余氯是非常有必要的, 日常生活中把自来水烧开饮用, 可以去除大部分的余氯, 但是却无法去除水中的重金属如铅、汞等以及挥发性有机物。而本文所用到的光催化氧化技术不仅对余氯的去除效果非常显著, 同时可以去除水中的有害有机污染物以及重金属, 意义重大。

2 实验部分

2.1 主要仪器和药品

原水机 (江苏康润净化科技有限公司, CR-ZQ-204A型, 出水量1.25L/min, 输入功率30W) 、自制单管光催化实验平台 (由固定支架、带上下塑料端盖的不锈钢管、TiO2石英膜管、254nm低压紫外灯和若干塑料管路接头组成, 容量1L, 如图1所示) 、硅藻土过滤器 (吉林省临江市长春硅藻土制品有限公司, Z190-1型, 0.01μm微孔, 容水量350mL) 、活性炭过滤器 (美的, M6前置型, 适用于0.1-0.4MPa) 、超滤膜过滤器 (立升, 适用于0.08-0.35MPa) 、具塞比色管 (50mL) ;盐酸 (成都科龙化工试剂厂, AR, 500mL) 、3, 3`, 5, 5`-四甲基联苯胺 (Changzhebio, AR, 1g) 、氯化钾 (南京化学试剂有限公司, AR, 500g) 、重铬酸钾 (广东省化学试剂工程技术研究开发院, 华大, AR, 500g) 、铬酸钾 (广东省化学试剂工程技术研究开发院, 华大, AR, 500g) 、纯净水 (娃哈哈, 1.25L) 。

2.2 光催化去除余氯试验。

余氯浓度采用国标3, 3`, 5, 5`-四甲基联苯胺比色法测定 (立即比色为游离余氯、放置10min后比色为总余氯) , 采样时间为二月份, 采样地点为南京市秦淮区, 温度与pH值都为自来水本身值。预先配置好20%的盐酸溶液、0.3g/L 3, 3`, 5, 5`-四甲基联苯胺溶液以及利用氯化钾、重铬酸钾、铬酸钾配制的国标余氯系列标准比色管 (0.005、0.01、0.03、0.05、0.10、0.20、0.30、0.40、0.50、0.60、0.70和0.80mg/L) 。处理方式分为静态和动态:静态处理是将待处理水样注满处理单元或容器 (如:单管反应器或是烧杯) , 之后按确定的时间间隔进行采样处理;动态处理是将待处理水样以不间歇流动的方式通过处理单元, 再以确定的时间间隔进行采样处理。

2.2.1 硅藻土、活性炭和超滤膜动态去除余氯

接取水龙头自来水水样, 之后静置, 分别于0、1、2、3、4、5min时用具塞比色管各取水样50m L。再将自来水龙头直接安装硅藻土过滤器, 硅藻土过滤器之前应晾干, 打开进水阀门, 记录首次出水时间, 并于1、2、3、4、5min时分别用具塞比色管接取净化水样50m L, 采集的水样分别与余氯系列标准比色管进行比色。虽然出水时间和水压相关, 为了避免阀门节流对出水时间的影响, 统一将所有的阀门全开。活性炭和超滤膜也同样做类似操作。

2.2.2 UV单管、UV/Ti O2膜单管去除余氯

用纯净水冲洗试验水路2 次, 上端盖阀门打开, 下端注入自来水至满管, 接通紫外灯管电路, 反应1min, 关闭电路, 打开上盖, 用比色管取净化水样50m L, 与余氯系列标准比色管进行比色, 最后排出单管内的液体。重复以上步骤, 分别反应2、3、4、5min, 进行比色记录。加装Ti O2膜管, 再重复以上试验。接通紫外灯管电路, 于0、1、2、3、4、5min时, 打开上盖, 用比色管取净化水样50m L, 进行比色, 如图1 所示。

2.2.3 原水机动态去除余氯。

使用CR-ZQ-204A型原水机进行余氯去除实验, 分别于1、2、3、4、5min时接取水样测定余氯含量。光反应器1、2 都与试验平台所用反应器结构相同, 进水出水都经过硅藻土过滤器, 所有阀门全开, 如图2 所示。

3 结果与分析

试验测定了自来水游离余氯 (Free Residual Chlorine, FRC, 主要为HOCl和OCl-) 和总余氯 (Total Residual Chlorine, TRC) 的浓度, 结果表明此取水点二月份自来水中结合余氯 (Combined Residual Chlorine, CRC, 主要为NH2Cl、NHCl2和NCl3) 的含量几乎可以忽略。静态时, 余氯去除率和时间呈函数关系;而动态情况下, 应分情况具体分析。而人们会更加关注处理动态水样, 这将减少处理时间, 符合市场需求。

硅藻土净化自来水后, 余氯含量没有降低, 这说明硅藻土并不能有效降低自来水中余氯的含量。自来水经过超滤膜拦截过滤, 余氯有少量的去除, 而通过活性炭的微孔吸附, 余氯去除效果相对明显。但是由于超滤膜易于堵塞, 长期使用后出水量减少;而活性炭中炭黑不易固定, 会随水流冲出, 造成新的污染, 同时吸附能力在使用过程中逐渐降低［6］, 因此两者并不是理想的除氯单元 (见表1、图3) 。

在UV单管处理静态自来水试验中, 通过254nm紫外灯照射, 出水余氯含量随反应时间推进呈明显下降趋势, 5min的余氯去除达到75.0%, 这是因为245nm波长的紫外辐射可以有效的打断余氯中的Cl—O键和Cl—N键, 使之降解。部分相应的反应机理简要引述如下［7-8］:

次氯酸和氯胺类物质在紫外光照下发生诱导裂解, 生成·OH、·Cl和·NH2自由基, 再经过一系列的链式反应, 最终生成HCl、HNO2、NH4+、Cl-、NO3-等产物。而此类物质的毒性已经较余氯类物质毒性大为降低。但是对于低浓度的余氯, 随紫外照射时间的推进, 并不能进一步去除, 所以需要更强的氧化能力条件才能去除。

加装Ti O2膜管后, 余氯含量下降趋势变得更加明显, 5min的余氯去除达到87.5%, 这可能与半导体Ti O2材料表面性质相关, Ti O2表面受到能量大于或等于其禁带宽度的光照后, 内部电子被激发, 产生电子-空穴对, 当含空穴电子的Ti O2表面遇到H2O、O2时, 会生成超氧负离子和羟基自由基, 此类物质具有强氧化活性, 可氧化降解半导体表面微量污染物质［9］。

另外, 如图4 所示, 受激发的Ti O2表面具有大量的电荷［10］, 可能类似与相关报道［11］, 离子型产物通过Ti O2表面的静电吸附, 从而推进光裂解反应进行。在反应开始阶段, 余氯浓度下降并不是很明显, 是因为紫外灯刚启动, 处于预热阶段, 并没达到使Ti O2处于激发状态的能量。随着处理时间的推进, 紫外灯正常工作, 余氯去除变得显著。在3min以后, 反应进入停滞期, 余氯不能进一步去除, 但已经达到世界各国余氯标准的最低值［2，12-13］, 并不影响人体健康安全。

本次试验使用的CR-ZQ-204A型原水机之前已经连续运转了两个月, 依然能达到很好的余氯去除效果, 这是串联两级紫外光催化Ti O2薄膜反应器协同去除余氯的结果。自来水水流从光催化反应器下部注入, 从上部出水, 比水样静置于反应管中更利于水体与紫外线、Ti O2膜表面接触, 从而加速了光催化降解余氯。而硅藻土滤料本身可以平衡水中酸碱性, 使水质呈弱碱性, 从而更有利于人体饮用。

4 结论与展望

篇7：TiO2光催化氧化降解气体污染物影响因素的探讨

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

1.1.1 试剂

钛酸丁酯、冰醋酸、30%过氧化氢, 广东光华科技股份有限公司;无水乙醇, 成都石羊化学试剂厂;95%乙醇、硝酸铁、硝酸铅、碳酸铵、甲基橙、聚乙二醇, 成都科龙化工试剂厂;硫酸, 西陇化工股份有限公司;以上试剂均为分析纯。食人鱼溶液, 实验室自制 (35mL的98%浓硫酸逐滴加入15mL的30%过氧化氢中, 混匀) 。整个实验均使用去离子水。

1.1.2 仪器

电热恒温鼓风干燥箱 (FHG-9070A型) , 上海培因实验仪器有限公司;电炉 (SX2-5-12型) , 上海特成机械设备有限公司;恒温水/油浴锅 (201D型) , 巩义市宇翔仪器有限公司;超声波清洗器 (KQ218型) , 昆山市超声仪器有限公司;三用紫外分析仪 (YFH-203型) , 上海精科实业有限公司;可见分光光度计 (V-1100D型) , 上海美谱达仪器有限公司;场发射扫描电镜 (JSM-7001F) , 日本电子株式会社。

1.2 负载TiO2及其光催化

1.2.1 制备TiO2溶胶

将9mL钛酸丁酯滴加到12mL的95%乙醇中, 搅拌均匀;另取12mL水与40mL冰醋酸混合。将钛酸丁酯乙醇溶液边搅拌边加入到搅拌状态下的冰醋酸溶液中, 持续搅拌10~20min, 直到溶胶变透明。随后陈放18~20h, 得TiO2溶胶。

1.2.2 不同载体负载TiO2的制备

取一定量相应载体, 分别在无水乙醇和丙酮中超声清洗1min, 吹干。随后将载体放入食人鱼溶液中, 90℃油浴30min, 取出, 去离子水冲洗, 丙酮润洗, 吹干。随后将载体浸入TiO2溶胶中1min, 以约14cm/min的速度垂直向上提拉, 自然风干后放入马弗炉中500℃煅烧30min。冷却后取出, 去离子水超声震荡1min, 再用丙酮超声清洗1min, 吹干, 得到成功负载了TiO2纳米颗粒的载体。为了得到致密的涂层, 可将上述负载TiO2步骤重复1次。

1.3 掺杂TiO2及其光催化

1.3.1 掺杂TiO2粉末的制备

取一定量钛酸丁酯缓慢倒入一定量无水乙醇中, 搅拌均匀, 加入到水和冰醋酸混合物中不断搅拌直到形成溶胶, 分成3份。称取0.1g的Fe (NO3) 3·9H2O, 并将其配置成75mL的硝酸铁溶液, 作为铁源;称取0.5g的 (NH4) 2CO3作为氮源;称取0.25g的Pb (NO3) 2作为铅源。在配置好的3份溶胶中, 1份加入1.5g聚乙二醇, 并以每分钟10~20滴的速度将硝酸铁溶液滴加到溶胶中, 搅拌至形成凝胶;1份加入 (NH4) 2CO3, 充分搅拌直到 (NH4) 2CO3完全溶解, 形成凝胶;1份加入Pb (NO3) 2, 得透明溶胶后, 放入反应釜中150℃下反应2h, 得到凝胶。随后将3种凝胶放入恒温干燥箱中干燥至结晶, 将所得结晶碾成粉末, 再在马弗炉中500℃煅烧2h, 得到掺杂TiO2粉末。

1.3.2 TiO2光催化性能测试

分别取10mg/mL的甲基橙溶液50mL, 加入相应光催化剂。可见光光源为16W钨灯, 紫外光光源为YFH-203三用紫外分析仪。光源距液面约12cm, 进行反应。照射后每隔1h取一定量的甲基橙水溶液离心, 测试甲基橙水溶液在λ=462nm处的吸光度值, 测试完后弃去测试液。计算催化效率, 即降解率Y。

式中, A0为甲基橙初始吸光度值, A为降解后吸光度值。

2 结果与讨论

2.1 负载TiO2表面特征分析

利用场发射扫描电镜对制得的负载TiO2进行表面特征分析。由图1可见, 载体表面分布着粒径约为5~10nm的TiO2纳米颗粒, 颗粒覆盖整个表面, 排列整齐有序, 形成了致密TiO2薄膜。通过电镜照片证明, 利用TiO2溶胶, 采用浸润提拉法制备的TiO2薄膜紧密均匀, 厚度适中, 完全可用于后续实验。

[ (a) 毛细玻璃管负载的TiO2; (b) 玻片负载TiO2; (c) 玻璃珠负载TiO2; (a1) 、 (b1) 、 (c1) - (a4) 、 (b4) 、 (c4) 均为间隔2h拍摄照片]

2.2负载TiO2紫外光催化降解甲基橙实验

对制备的负载TiO2, 以甲基橙为降解目标, 进行紫外光催化降解实验, 考察不同载体形式对降解效果的影响。由图2可见, 在初始0时刻, 3种负载方式对应烧杯中甲基橙溶液颜色一致 (图2中a1, b1, c1) 。在紫外光照射下, 随着时间的推移, 烧杯中溶液颜色因甲基橙的分解而发生脱色。2h后, 所有烧杯中溶液颜色均明显变浅 (图2中a2, b2, c2) ;4h后, 除玻璃珠载体外, 其余烧杯中溶液已接近无色, 且明显看出毛细管负载催化的溶液颜色最浅, 降解效果最好 (图2中a3, b3, c3) ;6h后, 毛细玻璃管负载和玻片负载TiO2所在烧杯内溶液均为无色透明, 而玻璃珠负载溶液仍存有明显黄色 (图2中a4, b4, c4) 。从图2可以看出, 以玻璃材料为载体, 负载TiO2降解催化效果最好的是毛细管负载方式。烧杯中液面略有下降是因为每次测试后均弃去测试液。

为了更明确地考察负载TiO2的降解能力, 实验检测了甲基橙溶液在λ=462nm处吸光度值并计算降解率。由图3可见, 在实验开始的2h内, 所有烧杯内甲基橙降解速率均极快, 降解率呈指数上升。对毛细玻璃管以及玻片负载的TiO2来说, 仅2h甲基橙就被降解了75%以上, 表明负载TiO2具有良好的降解活性。玻璃珠负载的TiO2降解能力较弱, 原因在于玻璃珠颗粒较大, 具有一定重量, 大量TiO2随着玻璃珠沉积在烧杯底部, 很难被紫外光照射到, 所以玻璃珠负载TiO2的催化效率明显下降。

3种负载方式中, 毛细玻璃管负载的TiO2降解能力最强, 达到完全降解所耗时间最短。原因在于, 毛细玻璃管内部是1个限域微米空间, 相对于玻片和玻璃管外表面等开放空间, 毛细玻璃管能在内部形成TiO2富集, 并拥有巨大的接触比表面积。因此, 大量的光能量被一层体积小、比表面积高的负载TiO2所吸收, 激发出大量自由电子 (e-) , 从而产生大量·OH自由基。甲基橙无论向哪个方向运动, 均可以接触到这些具有强氧化性的·OH自由基从而发生降解。而对于玻片、玻璃珠负载的TiO2而言, 甲基橙存在于1个开放空间内, TiO2只在开放空间的1个方向上聚集, 接触比表面积小, 且甲基橙分子只有朝着TiO2载体的那个方向运动, 才能和TiO2发生接触, 进而发生降解, 因此远低于毛细玻璃管内负载TiO2的光催化效率。

2.3 掺杂TiO2可见光催化降解甲基橙实验

实验制备了掺杂Pb、N和Fe元素的TiO2粉末, 并对其在可见光下降解甲基橙的效果进行了对比。由图4可见, 在可见光照射下, 3种元素分别掺杂的TiO2粉末降解甲基橙, 随着时间推移, 溶液颜色均逐渐变浅。其中, 掺Pb的TiO2粉末所在烧杯溶液颜色最浅, 显示Pb改性的TiO2粉末具有最强的光催化活性, 如图4中a1-a3所示。结合图5甲基橙降解曲线分析, 在可见光照射下不同掺杂TiO2粉末降解甲基橙降解率均稳定上升。其中, 掺Pb的TiO2粉末降解率最高, 15h达到94.8%, 其次是掺N的TiO2粉末, 而掺Fe的TiO2粉末降解率最低。三者掺杂改性TiO2降解甲基橙效果有差别, 原因在于, Pb的掺杂改性既促使TiO2激发区域红移, 又使得TiO2颗粒粒径变小[13], 催化面积上升;而N和Fe元素掺杂改性原理类似, 均是促使TiO2禁带宽度减小, 光谱吸收阈值波长向可见光区红移至550nm左右[14,15]。

(a) Pb掺杂改性TiO2粉末; (b) N掺杂改性TiO2粉末; (c) Fe掺杂改性TiO2粉末; (a1) 、 (b1) 、 (c1) ~ (a3) 、 (b3) 、 (c3) 均为间隔6h拍摄照片)

3 结论

(1) 实验探讨了不同形式玻璃载体负载TiO2在紫外光下光催化降解甲基橙的能力。载体形式对TiO2光催化能力存在显著影响。毛细玻璃管内部由于是限域微米空间, 其光催化降解能力明显高于同属开放空间的玻璃片和玻璃珠的降解能力。

(2) 针对TiO2对太阳能利用效率低的问题, 通过引入主族金属元素Pb, 非金属元素N和过渡金属元素Fe, 比较了不同掺杂元素的TiO2在可见光照条件下降解甲基橙的能力。结果表明, 掺Pb效果最好, 原因在于Pb的掺杂除了促使TiO2激发区域红移外, 更使得TiO2颗粒粒径变小[13], 催化比表面积上升, 催化能力提高。

摘要：通过对比不同形式玻璃载体负载TiO2紫外光催化降解甲基橙的能力以及不同元素掺杂对光催化降解的影响, 探讨了提高TiO2光催化降解有机污水能力的方法。结果表明, 毛细玻璃管负载的TiO2由于限域微米空间效应的作用, 其光催化能力明显好于玻璃片和玻璃珠载体;同时, 比较了TiO2掺杂元素Pb、N和Fe在可见光下的催化能力, 得出掺杂Pb为最佳, 降解率达到94.8%, 以期为负载以及掺杂元素提升TiO2光催化降解污水的处理能力提供借鉴。