现代化工

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (9) : 108-116. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.09.020

科研与开发

磁性复合微粒直接光催化氧化氨氮生成氮气

吴莹莹 ¹ ,
覃荣高 ¹^,²^,^* ,
谢一鸣 ¹ ,
曹广祝 ¹^,² ,
王刚 ¹ ,
程芳玲 ¹ ,
李泳 ¹ ,
袁国宇 ¹

作者信息 +

Direct photocatalytic oxidation of ammonia nitrogen to nitrogen gas over magnetic composite particles

WU Ying-ying ¹ ,
QIN Rong-gao ¹^,²^,^* ,
XIE Yi-ming ¹ ,
CAO Guang-zhu ¹^,² ,
WANG Gang ¹ ,
CHENG Fang-ling ¹ ,
LI Yong ¹ ,
YUAN Guo-yu ¹

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文章历史 +

Received		Published
2025-11-06		2026-09-20
Issue Date	Revised Date
2026-09-10	2025-11-06

PDF (5746K)

摘要

为高效去除高原湖泊水体中氨氮,通过一步水热法成功制备NiFe-LDH@Biochar(NFB)磁性复合微粒,并将其用于活化过一硫酸盐(PMS)以构建高级氧化体系,深度去除氨氮。在可见光照射下,对于初始浓度50 mg/L的氨氮溶液,最优条件下60 min去除率最高可达98.2%,符合g准二级动力学模型和Freundlich模型。此外,该NFB表现优异的稳定性,在5次循环后仍能达到82.1%。机理研究表明,氨氮氧化主要是通过电子转移和·O₂^-途径发生,并且有96.3%的氨氮被选择性转化为无害的N₂,有效避免了亚硝酸盐副产物的积累,为高效去除水中NH₄⁺-N提供了一种新技术。

Abstract

To efficiently remove ammonia nitrogen from plateau lake water,NiFe-LDH@Biochar (NFB) magnetic composite particles were successfully prepared via a one-step hydrothermal method and used to activate peroxymonosulfate (PMS) to construct an advanced oxidation system for the deep removal of ammonia nitrogen.Under visible light irradiation,for an ammonia nitrogen solution with an initial concentration of 50 mg/L,the maximum removal efficiency reached 98.2% within 60 min under optimal conditions,conforming to the pseudo-second-order kinetic model and the Freundlich model.In addition,the NFB exhibited excellent stability,with a removal efficiency of 82.1% maintained after five cycles.Mechanism studies revealed that ammonia nitrogen oxidation mainly occurred through electron transfer and the ·O₂^- pathway,and 96.3% of the ammonia nitrogen was selectively converted into harmless N₂,effectively avoiding the accumulation of nitrite by-products.This study provides a novel technology for the efficient removal of NH₄⁺-N from water.

关键词

磁性复合微粒 / 氨氮 / 光催化 / 高级氧化 / 去除

Key words

magnetic composite particles / ammonia nitrogen / photocatalysis / advanced oxidation / removal

引用本文

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吴莹莹,覃荣高,谢一鸣,曹广祝,王刚,程芳玲,李泳,袁国宇. 磁性复合微粒直接光催化氧化氨氮生成氮气[J]. 现代化工, 2026, 46(9): 108-116 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.09.020

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洱海周围NH₄⁺-N来源复杂,包括农业面源污染、生活污水排放以及沉积物內源释放^[1]。该地区浅层地下水是地表水的重要补给来源,上游冲洪积扇主要为粗/细砂,垂向入渗快易造成深层土壤高氮淋失通量和低氮积累量;湖泊洼地区多为厚粘土,土壤水垂向入渗较上游稳定^[2-4]。在这种水文地质条件下,NH₄⁺-N通过包气带进入地下水,再通过径流进入到地表水体中。高浓度NH₄⁺-N会引起水体富营养化,消耗水中溶解氧,破坏水生动植物生态系统的平衡。NH₄⁺-N氧化产物形成的亚硝酸盐和硝酸盐等副产物,会增加致畸、致突变的风险。此外,在进行饮用水处理时NH₄⁺-N会与Cl^-生成NH₄Cl,增加致癌物、消毒副产物生成风险^[5]。因此,处理水中NH₄⁺-N污染具有非常重要的意义。

目前关于处理水中NH₄⁺-N的技术。包括生物氧化(厌氧氨氧化^[6]、好氧硝化-缺氧反硝化^[7]等)、化学氧化(高级氧化^[8]、折点氯化^[9]、电化学氧化^[10]、臭氧氧化^[11]等)、物理分离(吹脱^[12]、吸附^[13]、离子交换^[14]、膜分离^[15]等)。生物氧化法通常对环境温度、pH以及溶解氧含量要求苛刻,且在操作中需要额外补充碳源和碱度而增加处理成本、为维持溶解氧平衡需要大量曝气导致产生高能耗。化学氧化通常面临是否生成毒性更强的氧化副产物(Cl₂、NaClO、NO₃^-等)、背景水质(无机离子和有机物)与NH₄⁺-N竞争氧化剂以及氧化剂成本高昂的问题。物理分离法最明显的缺点是NH₄⁺-N的转移并非去除,后续仍需处理产生的二次污染。此外,吸附法虽环保,但吸附容量有限,频繁更换及延长材料再生能力是其处理污染物的关键。

目前关于生物炭的改性包括球磨改性^[16]、氧化剂改性^[17]、负载金属改性^[18]等。Peng等^[19]通过构筑花状CuAl水滑石,并将其负载在碳纤维上制备出CuAl水滑石复合碳纤维材料,在可见光下、pH=9时展现出良好的氨氮催化去除率。CuAl水滑石复合碳纤维材料具有更高的催化性能是由于负载的碳纤维在一定程度改善了CuAl-LDH的团聚,且碳纤维的导电性和多孔性使得氨氮更易扩散。

高级氧化工艺(AOP),包括芬顿类反应^[20]、光催化氧化^[21]、臭氧类氧化^[22]和基于过硫酸盐的氧化^[23]等。AOP对于芳烃、有机酸、农药、燃料、抗生素、氨氮等的降解起着主要作用^[24-25]。Medri等^[14]使用1%的Ag₂O/TiO₂对水溶液中的NH₄⁺-N进行光催化氧化,在8 h反应后, NH₄⁺-N的转化率达到了83.5%。Liu等^[8]采用由紫外激活过的过硫酸盐(PS)与氧化钙(CaO)结合的工艺将NH₄⁺-N氧化为N₂,30 min N₂选择性达到95%。尽管上述处理氨氮的方法已经较为高效,但其处理材料不具有循环利用性且对环境要求苛刻。因此,开发一种绿色环保、高效便捷、可重复利用的新材料在处理氨氮的工艺中显得尤为重要。

本研究通过复合NiFe-LDH与芦苇生物炭(BC),制备一种具有光催化性能的磁性复合颗粒NiFe-LDH@BC(NFB),以过一硫酸盐(PMS)为基础的高级氧化体系去除水中NH₄⁺-N。通过X射线衍射(XRD)、傅里叶变换红外光谱(FT-IR)、扫描电子显微镜(SEM)、投射电子显微镜(TEM)、X射线光电子能谱(XPS)、电子顺磁共振(EPR)、紫外-可见漫反射光谱(UV-Vis DRS)、光致发光光谱(PL)、计时电流法(IT)和电化学阻抗(EIS)等表征测试考察了NFB的形貌结构、化学组成以及光电性能等;以NH₄⁺-N作为目标污染物,实验了NFB在可见光下的光催化活性,并结合屏蔽实验、EPR表征及去除NH₄⁺-N过程中的氮物种转变得出NFB/PMS/hv体系去除NH₄⁺-N的机理。

1 材料与方法

1.1 材料及化学试剂

芦苇来自于云南洱海。NH₄Cl、NiCl₂·6H₂O、FeCl₃·9H₂O、CON₂H₄、HCl、NaOH、H₃BO₃、HgI₄K₂、C₈H₄K₂O₁₂Sb₂、Na₂S₂O₃,购自国药化学试剂有限公司(中国)。NaCl、Na₂HPO₄、K₂HPO₄、NaHCO₃、CaSO₄、MgCl₂、对氨基苯磺酰胺(EDTA)、异丙醇(IPA)、对苯醌(P-BQ)、H₂SO₅,购自中国阿拉丁化学有限公司。

1.2 NFB的制备

采用热解制备工艺芦苇生物炭(BC)。将芦苇反复清洗、研磨和烘干后放入管式炉中通入N₂,500℃的条件下热解3 h,加热速率为5℃/min。热解后冷却将制得的生物炭用去离子水和乙醇交替洗涤3次,80℃烘干16 h后冷却备用。

制备NiFe-LDH:(1)称取9 g FeCl₃·6H₂O、15.85 g NiCl₂·6H₂O、4 g NaOH、2.12 g Na₂CO₃分别溶于100 mL去离子水中,搅拌1 h。将FeCl₃·6H₂O、NiCl₂·6H₂O定容配制成总金属离子浓度为 1 mol/L的液体混合体系A;NaOH、Na₂CO₃的液体混合体系为B;(2)配制体积分数33%的CON₂H₄溶液,将A、B在N₂的保护下同时以3 mL/min的速率加入反应容器中;(3)将反应溶液转移至160℃反应釜中密封加热14 h,静置冷却后将反应后的产物用去离子水和乙醇交替离心洗涤3次,干燥后制得NiFe-LDH。采用一步水热合成法制备NiFe-LDH@BC。

1.3 去除水中NH₄⁺-N实验

NFB去除NH₄⁺-N实验均在25℃的250 mL玻璃烧杯中进行。反应容器中加入200 mL 0.05 g/L NH₄⁺-N溶液作为模拟污染物。通过筛选最佳复合比材料、最佳投加量、调节溶液pH以得到最佳实验条件。此外,考虑到实际水体的复杂情况,设置不同NH₄⁺-N初始浓度、常见阴阳离子(K⁺、Ca²⁺、Na⁺、Mg²⁺、Cl^-、HCO₃^-、SO₄^2-、PO₄^3-)、光照条件(黑暗、自然光照)及洱海周边自然水体样品4份(湖泊、湿地、农田、人工围塘)。

2 结果与讨论

2.1 NFB的形貌结构、化学状态及光电性质

SEM图像(图1)显示,通过BC与NiFe-LDH的复合,NFB表面粗糙,有较多空隙,这为后续吸附NH₄⁺-N提供了大量吸附活性位点。通过比表面积(BET)和孔径分析测试(BJH)方法,得到BC、NFB比表面积、孔径分布和N₂吸附/解吸等温线(图2),与Ⅳ型H4回滞环型吸附等温线相似,表明介孔和微孔共存,存在孔隙堆叠。

为研究NFB的化学组成与元素状态,进行了XPS表征,图3(a)显示Ni、Fe、O、C、Cl均被检测到。图3(b)中Ni 2p_3/2在853.4、872.6 eV处出现,表明存在Ni²⁺;855.5 eV的峰为Ni³⁺。图3(c)中712.3、723.8 eV分别代表Fe 2p_3/2、2p_1/2,结合能升高表明存在Fe²⁺、Fe³⁺;Fe²⁺可参与到·OH自由基的产生中^[26]。图3(d)中532.00、534.00 eV处分别为M—CO₃、M—O,对应表面吸附H₂O和—OH。图3(e)中288.50、286.00、284.80 eV分别为C══O、C—O和M—C、C—C和C—H。图3(f)中,在200.15 eV处存在2p_3/2发出的M—Cl。

FT-IR光谱[图4(a)]显示NFB在C—O峰(1 240 cm^-1)与NiFe-LDH的—OH峰形成宽化叠加,1 380 cm^-1处为CO₃^2-的反对称伸缩振动,3 450 cm^-1处对应层间—OH的伸缩振动^[27]。NiFe-LDH的 —OH峰向低频3 400 cm^-1偏移,表明两者通过氢键或静电作用形成了界面连接;而BC的C══O峰强度减弱,表明C══O与Ni²⁺/Fe³⁺发生配位^[28]。

通过XRD分析NFB的晶体结构与复合效应[图4(b)]。在2θ分别为11.6、23.5、35.46、37.08、39.06、44.99、46.43、59.93、61.34°观察到明显的(003)、(101)、(012)、(015)、(018)、(110)、(006)、(018)晶面衍射峰,这些峰都指向NiFe-LDH相的存在,表明NiFe-LDH是主要晶相。BC在2θ为25°附近呈现典型的非晶碳(002)衍射峰,NFB的(110)晶面峰强度显著增强,表明BC的限域效应抑制了NiFe-LDH纳米片的堆叠,提高了暴露的活性晶面比例,保证了其应用分散性^[29]。

PL光谱表示光的吸收及发射发生在能级之间的跃迁。低PL强度对应光生电子-空穴对的低复合率。图4(c)中NFB表现出最低的谱响应强度,证实了光生载流子的有效分离,表明其具有低光电子-空穴对复合率,因此氧化还原的能力高,即降解水中NH₄⁺-N具有光催化效率。

光电流的产生及光催化性能如图4(d)所示,NFB在光电流的光照下迅速增加,在光照停止后又恢复到稳定状态,NFB的光电流密度大于NiFe-LDH,光电流的峰值也更高,表明NFB能够更有效地促进光生电子空穴对的分离。此外,EIS表示电子的传输过程[图4(e)]。图中NFB的Nyquist plot半圆的半径更小,即材料的电荷转移电阻越小,对应光生电子-空穴对迁移率的提高。

光催化效率是评估催化性能的关键参数,用于查看催化剂的光吸收能力。图4(f)表明加入NiFe-LDH后显著增强了吸收光谱,复合材料对可见光具有高响应。根据Kubelka-Munk函数式[式(1)]推导出样品的带隙能量(E_CB)[图5(a)],并通过XPS图获得价带能量(E_VB)[图5(b)],由式(2)、(3)得到,NFB的E_CB为0.52 eV,NFB的E_VB为1.02 eV。

(1)

${\left(\mathit{\alpha }\mathit{h}\mathit{\nu }\right)}^{2}=\mathit{A}(\mathit{h}\mathit{\nu }-{\mathit{E}}_{\mathit{b}\mathit{g}})$

(2)

${\mathit{E}}_{\mathit{C}\mathit{B}}=\mathit{X}-{\mathit{E}}_{\mathit{e}}-(1/2){\mathit{E}}_{\mathit{b}\mathit{g}}$

(3)

${\mathit{E}}_{\mathit{V}\mathit{B}}={\mathit{E}}_{\mathit{b}\mathit{g}}-{\mathit{E}}_{\mathit{C}\mathit{B}}$

式中,α为吸收系数,cm^-1;h为普朗克常数,eV·s;ν为光学频率,Hz;A为比例常数;E_bg为禁带宽度,eV;λ为吸收波长,nm。

禁带宽度减小是由于负载NiFe-LDH过程中引入了氧空位,降低了跃迁所需的能量阈值。生物炭负载NiFe-LDH后,表面C—O、Fe—O可作为电子传输通道,降低电子跃迁的势垒^[30]。

通过Zeta电位测试研究材料表面电荷特性及分散稳定性。图5(a)中NFB在pH=5~9时电位均为负,表明材料复合后增强了其表面的负电性。当pH=7~9时,NFB的电位绝对值持续增大,是因为通过静电排斥抑制了纳米片团聚^[28],从而维持高比表面积和活性位点的暴露[图5(c)]。

2.2 不同条件下去除NH₄⁺-N效率

以NH₄⁺-N作为目标污染物,考察了BC、NiFe-LDH、NFB、BC/PMS、NiFe-LDH/PMS、NFB/PMS(pH=8)不同材料在可见光下去除NH₄⁺-N的效率。如图6(a)所示。在60 min时,不同材料的去除NH₄⁺-N顺序由高到低分别是:NFB/PMS>NFB>LDH/PMS>BC/PMS>LDH>BC。其他体系去除率低的原因分别是NiFe-LDH带正电的层板与NH₄⁺存在静电排斥;未经改性的BC只有物理吸附;BC/PMS、NiFe-LDH/PMS体系中PMS对溶液的快速酸化,使得NH₄⁺-N主要以NH₄⁺为主。

图6(b)显示了不同溶液pH下NFB对NH₄⁺-N的去除率。在酸性条件下对NH₄⁺效果较差。当pH=8~9时,去除率由16.7%升至97.9%,pK_a决定了氨氮的主要存在形式,在碱性条件下,·OH有利于光催化体系中活性氧(ROS)的产生。当pH=10时,去除率下降,是由于高浓度的—OH被吸附到材料表面的位点上,NH₃与位点的结合下降。

如图6(c)所示,对比了不同比例复合材料在可见光条件下(pH=9)对NH₄⁺-N的去除率。去除率随着复合比例的增加而增加,是因为BC与NiFe-LDH复合之后微孔结构增多,提供了更多的吸附孔径有关。双金属氢氧化物材料中的Cl^-吸附于NiFe-LDH中的Fe位点,抑制了金属浸出,显著提升其活性。

如图6(d)所示,随着NFB投加量的增多,NH₄⁺-N的去除率呈现上升趋势,是由于当NFB用量较低时,ROS的生成受到限制,增加的量可以在光照条件下暴露更多的活性位点,从而产生更多的ROS,提高催化活性。后续再继续投加NFB时不再呈上升趋势,是因为过量的催化剂会降低溶液的透光率和造成材料团聚,从而影响对氨氮的去除率。

此外,通过选取以上最佳实验条件(NFB 1.0 g/L, NH₄⁺-N 50 mg/L,pH=9)对NH₄⁺-N去除过程中的NO₂^--N、NO₃^--N的含量以及N₂选择性进行测定。结果如图6(e)所示,20 min后,水溶液中NO₃^--N浓度逐渐增加并达到平衡(0.17 mg/L), NO₂^--N(0.41 mg/L)。根据仪器检测[图6(f)],推测NH₄⁺-N有89.7%转化为N₂。

2.3 NFB/PMS/hv体系环境影响性分析

由于氨氮赋存形态和浓度分布存在差异性,因此设置了不同初始浓度。如图7(a)、(b)所示,在固定NFB投加量下,其最大吸附能力受到限制,但吸附容量却逐渐增加,由于高浓度的NH₄⁺-N与材料表面之间的浓度差有利于NH₄⁺-N进入材料内部。通过EPR分析[图8(a)~(c)],表明随着增加NFB投加量,·OH生成数量增多,·O₂^-数量逐渐减少,是由于该电子在转移时迅速在表面形成活性物质,与H₂O快速反应生成·OH。此外,e^-与O₂作用产生 ·O₂^-。

式(4)显示S₂O₈^2-与OH^-反应,生成SO₄^2-和HO₂^-,式(5)生成SO₄^2-、·SO₄^-和·O₂^-。

(4)$ \mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-}+2 \mathrm{OH}^{-} \longrightarrow 2 \mathrm{SO}_{4}^{2-}+\mathrm{HO}_{2}^{-}+\mathrm{h}^{+}$

(5)$ \mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-}+\mathrm{HO}_{2}^{-} \longrightarrow \mathrm{SO}_{4}^{2-}+\cdot \mathrm{SO}_{4}^{-}+\mathrm{h}^{+}+\cdot \mathrm{O}_{2}^{-}$

式(6)显示·SO₄^-与H₂O/OH^-反应时产生的反应性较低的·OH,影响对NH₄⁺-N去除率。

(6)$ \cdot \mathrm{SO}_{4}^{-}+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O} / \mathrm{OH}^{-} \longrightarrow \mathrm{SO}_{4}^{2-}+\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{h}^{+}$

为研究光生载流子、ROS对NH₄⁺-N光催化氧化中的作用,分别选择P-BQ、IPA作为活性氧物种的屏蔽剂,以猝灭体系中·O₂^-、·OH。KBrO₃、EDTA-2Na作为电子和h⁺的捕获剂。由图8(d)可知,EDTA-2Na、P-BQ、IPA对反应过程有抑制过程,KBrO₃则影响很小。表明体系产生了h⁺、·O₂^-、·OH,并参与NH₄⁺-N的催化反应中。

在天然水和大多数工农业废水中,常会遇到高浓度的氯化物、硫酸盐和碳酸盐,因此本研究选择了常见的阴阳离子—Cl^-、HCO₃^-、PO₄^3-、SO₄^2-、K⁺、Na⁺、Ca²⁺、Mg²⁺。如图7(c)、(d)所示,K⁺、Na⁺、Cl^-、HCO₃^-的影响性较小,在60 min时仍能达到80%以上。此外,有研究认为Ca²⁺、Mg²⁺相较于K⁺、Na⁺对某些官能团有一定的络合能力,因此占据部分特异性吸附位点,导致吸附效率降低。HCO₃^-可以激活PMS以产生更多的反应性物质,Na⁺、K⁺对其去除NH₄⁺-N几乎无影响。

此外,通过选取以上最佳实验条件(NFB 1.0 g/L,NH₄⁺-N 50 mg/L,pH=9,PMS=1.0 mmol/L)对 NH₄⁺-N去除过程中的NO₃^--N、NO₂^--N含量及N₂选择性进行了检测。如图7(e)所示,20 min后,水溶液中NO₃^--N的浓度逐渐增加并达到平衡(0.09 mg/L),并检测到少量NO₂^--N(0.28 mg/L)。根据仪器检测[图7(f)],NH₄⁺-N有96.3%转化为N₂。

利用准一级动力学方程[式(7)]和准二级动力学方程[式(8)]对数据进行拟合。

(7)

${\mathit{q}}_{\mathit{t}}={\mathit{q}}_{\mathit{e}}[1-\mathit{e}\mathit{x}\mathit{p}(-{\mathit{k}}_{\mathit{l}}\mathit{t}\left)\right]$

(8)

${\mathit{q}}_{\mathit{t}}=\left({\mathit{q}}_{\mathit{e}}^{2}{\mathit{k}}_{2}\mathit{t}\right)/(1+{\mathit{q}}_{\mathit{e}}{\mathit{k}}_{2}\left.\mathit{t}\right)$

式中,k₁(min^-1)为准一级速率常数;k₂[g/(mg·min)]为准二级速率常数;q_e(mg/g)、q_t(mg/g)分别是吸附平衡时和t(min)时刻的吸附量。

利用Langmuir[式(9)]和Freundlich[式(10)]模型对实验数据进行拟合。

(9)

${\mathit{q}}_{\mathit{e}}=\left({\mathit{K}}_{\mathit{L}}{\mathit{q}}_{\mathit{m}}{\mathit{C}}_{\mathit{e}}\right)/(1+{\mathit{K}}_{\mathit{L}}{\mathit{C}}_{\mathit{e}})$

(10)

${\mathit{q}}_{\mathit{e}}={\mathit{K}}_{\mathit{F}}{\mathit{C}}_{\mathit{e}}^{1/\mathit{n}}$

去除NH₄⁺-N符合准二级动力学模型和Freundlich模型[图8(e)、(f)],由于复合材料表面有丰富的含氧官能团、高比表面积和添加的NiFe-LDH促进了材料表面的电荷转移有关。NFB/PMS/hv高级体系可以通过产生不同种类自由基(·OH、·O₂^-、h⁺)来去除$\mathrm{NH}_{4}^{+}$-N。

2.4 NFB的可重复性和稳定性

循环经济性和稳定性是评价NFB复合材料的经济效益两个关键指标。在相同的实验条件下,循环测试5次结果仍能达到82.10%[图9(a)]。图9(c)的循环磁滞回线也证实了材料的稳定性与持久性。为避免在实际应用过程中产生二次污染,图9(b)为检测NFB在水中的Ni、Fe的浸出浓度,结果均低于国标上限。此外,为验证实际水环境中NFB对$\mathrm{NH}_{4}^{+}$ -N的去除效果,对采集的水样在最优条件下进行处理[图9(d)],在60 min时去除率基本在98%以上,之所以没有更为优异的结果,是因为实际水环境中存在有机物、无机离子等的干扰。

2.5 NFB/PMS/hv去除$\mathrm{NH}_{4}^{+}$-N机理

结合以上表征与去除特性分析,NFB/PMS体系对$\mathrm{NH}_{4}^{+}$-N的去除机理主要可以归纳为4类。首先是物理吸附(孔隙填充、静电引力、氢键作用),NFB具有较大的比表面积,孔隙结构以微孔和介孔为主,孔隙为吸附氨氮提供场所;NFB表面—OH、C══O为负电,带正电的$\mathrm{NH}_{4}^{+}$吸引在材料表面;含氧官能团—OH能够增强材料的亲水性,使NFB分散在水环境中增加与污染物的接触面积。其次是光催化作用,NiFe-LDH与BC复合生成的NFB能够使光生载流子发生有效分离,活性自由基·O₂^-、·OH增多,NFB对于N₂的选择性效果也更佳。

加入PMS后发生高级氧化反应,NFB中的·OH将$\mathrm{NH}_{4}^{+}$转化为·NH₂,·NH₂发生重组生成联氨,与PMS反应后转化为N₂。以上2个过程有少量NO_X生成。最后是其他类型(离子交换、官能团反应),Ni²⁺、Fe³⁺与$\mathrm{NH}_{4}^{+}$发生离子交换;NFB表面官能团 C══O、Ni/Fe—O与$\mathrm{NH}_{4}^{+}$发生配位作用;此外,C—O、Ni—O、Fe—O官能团降低电子跃迁势,Ni²⁺/Fe³⁺氧化还原加速电荷转移效率,机理图如图10所示。

3 结论

本研究基于高原湖泊水环境氨氮污染特征,制备合成了NiFe-LDH@BC(NFB)环境功能材料,实验研究表明该材料可用于高效去除高原湖泊水环境中的氨氮。本研究采用开发的NFB/PMS工艺对氨氮进行光催化氧化处理,在自然光照下、NFB投加量为1.0 g/L时,60 min $ \mathrm{NH}_{4}^{+}-\mathrm{N} $ 的去除率为98.2%,N₂的选择性超过96.3%。更重要的是,NFB中的低价态Ni、Fe可以抑制ROS过度氧化$ \mathrm{NH}_{4}^{+}-\mathrm{N} $,提高N₂选择性。将其与高级氧化剂PMS联合使用,可在不需要能源等工艺下也能够高效去除氨氮,与传统方式相比,该去除方式具有更高效、更低能耗且操作简便的优势。此外,由于NFB具有磁性,易于从水中回收。本研究为高原湖泊水环境氨氮污染原位修复技术奠定了理论基础,对高原湖泊水环境 $ \mathrm{NH}_{4}^{+}-\mathrm{N} $ 污染修复和湖泊富营养化污染防治具有重要意义。

参考文献

原文顺序 | 出版日期 | 本文引用

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