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g-C3N4基纳米材料降解多种污染物及作用机制探究

朱煜基 ,  吴千慧 ,  陈柳英 ,  严如玉 ,  宋贤良 ,  司徒文贝

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (9) : 156 -164.

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现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (9) : 156-164. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.09.027
科研与开发

g-C3N4基纳米材料降解多种污染物及作用机制探究

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Carbon nitride-based nanomaterials for multipollutant degradation and their mechanism

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摘要

为探究氮化碳基复合材料的光催化性能,采用水热法制备氮化碳氧化锌(g-C3N4/ZnO)和氮化碳氧化铈(g-C3N4/CeO2)纳米材料,考察其紫外光驱动下对甲基橙(MO)、六价铬(Cr6+)及二者混合污染液的降解效果。结果表明,单一污染物降解实验中,2种复合材料的降解效果显著优于一元催化剂;协同降解混合污染液时,MO降解效果保持稳定,Cr6+降解效果明显提升。经X射线衍射仪(XRD)、傅里叶变换红外光谱(FT-IR)、X射线光电子能谱(XPS)、紫外-可见漫反射光谱(UV-Vis DRS)表征分析,氮化碳(g-C3N4)与纳米氧化锌(ZnO)、纳米氧化铈(CeO2)成功复合并形成能带交错结构,既降低了金属氧化物的禁带宽度,又增强了电子-空穴对(e--h+)的转移与分离效率,进而提升催化性能。协同降解体系中,MO降解消耗空穴并产生中间产物对氨基苯磺酸(C6H7NO3S),有效促进Cr6+还原,实现二者协同降解。

Abstract

To explore the photocatalytic performance of carbon nitride-based composites,Zinc Oxide/Graphitic Carbon Nitride Composite (g-C3N4/ZnO) and Cerium Oxide/Graphitic Carbon Nitride Composite (g-C3N4/CeO2) nanomaterials were synthesized via a hydrothermal method using melamine,nano-ZnO,and nano-CeO2 as precursors.Their degradation effects on methyl orange (MO),hexavalent chromium (Cr6+),and their mixed solution were investigated under ultraviolet light irradiation.It was found that in single-pollutant degradation,the two composites exhibited significantly superior performance compared to monocomponent catalysts.In the synergistic degradation of the mixed solution,the degradation efficiency of MO remained stable,while that of Cr6+ was significantly enhanced.Characterization via X-ray Diffraction (XRD),Fourier Transform Infrared Spectroscopy (FT-IR),X-ray Photoelectron Spectroscopy (XPS),and Ultraviolet-Visible Diffuse Reflectance Spectroscopy (UV-Vis DRS) spectroscopy confirmed that g-C3N4 was successfully compounded with ZnO and CeO2 to form an interlaced energy band structure.This structure not only narrowed the bandgap of the metal oxides but also improved the transfer and separation efficiency of photogenerated electron-hole pairs (e--h+),thereby enhancing photocatalytic activity.In the synergistic degradation system,the degradation of MO consumed photogenerated holes (h+) and produced the intermediate product sulfanilic acid (C6H7NO3S),which effectively promoted the reduction of Cr6+,realizing the synergistic degradation of the two pollutants.

关键词

g-C3N4 / ZnO / CeO2 / 光催化降解

Key words

g-C3N4 / ZnO / CeO2 / photocatalytic degradation

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朱煜基,吴千慧,陈柳英,严如玉,宋贤良,司徒文贝. g-C3N4基纳米材料降解多种污染物及作用机制探究[J]. 现代化工, 2026, 46(9): 156-164 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.09.027

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随着工业化和城市化进程的加速,水污染问题日益严峻,其中工业废水排放的重金属及化工污染物、生活污水中的富营养化物质及微塑料等多重污染物共存,这些污染物具有高毒性、难降解等特性,破坏水环境平衡,进而产生一系列问题[1-2]。目前针对单一污染物的处理技术已经取得了一定的进展,然而实际水环境中多重污染物共存,不同污染物之间的协同效应对传统处理技术提出了更高的挑战。对此,研究人员曾采用磁性气凝胶、纳米吸附剂超滤膜等对复杂污染物体系进行协同处理[3-4]。
光催化是一种高效绿色的处理技术,通过半导体材料在光照条件下产生活性氧物种或直接利用光生电子实现污染物的降解与还原[5]。在光催化材料中,ZnO具有宽禁带,能吸收广泛的紫外光,表现出很强的光催化活性[6],而CeO2具有丰富的氧缺陷、独特的4f电子结构和Ce3+/Ce4+易转换等特点,具有良好的催化性能[7],但由于这2种材料宽带隙能量以及对可见光吸收能力有限,而抑制了光催化活性。研究发现g-C3N4掺杂,在提高纳米材料光催化性能方面有极佳的表现,纳米颗粒与g-C3N4通过协同作用,可实现光生电荷有效分离,并拓宽材料的吸收光谱,提高其光催化性能。Li等[8]通过原位光引发策略,构建了具有可见光响应特性的g-C3N4/CNC/PAM纳米复合气凝胶,在1 h内实现了对六价铬、罗丹明B及四氯化碳混合污染体系的协同净化。Li等[9]采用一步煅烧法合成了一系列钴/硫改性的氮化碳材料CoSCN,在模拟可见光下处理污染河水20 min,对噻虫胺、阿特拉津和2,4,6-三氯苯酚等污染物的降解率超90%。相关研究也印证了g-C3N4基光催化材料在多重污染物协同处理中的优势,为复杂水环境下混合污染物的高效净化提供了借鉴。
本文通过水热法制备了g-C3N4/ZnO和g-C3N4/CeO2复合材料,考察了其光催化降解MO、Cr6+以及MO和Cr6+混合污染液的性能,并表征材料结构,探讨其光催化机理及对多重污染的协同降解机制。这一结果为含复杂污染物的工业废水的高效协同处理提供了新思路,对水环境修复和可持续发展有一定的参考价值。

1 试剂与仪器

1.1 试剂

三聚氰胺、无水乙醇,分析纯,购自国药集团试剂有限公司;甲基橙,分析纯,购自天津市大茂化学试剂厂;重铬酸钾,分析纯,购自天津市科密欧化学试剂有限公司;纳米氧化锌,购自上海易恩化学技术有限公司;纳米氧化铈,购自武汉材料保护研究所有限公司;聚乙烯吡咯烷酮(PVP-K30),购自上海伯奥生物科技有限公司。

1.2 仪器

紫外-可见分光光度计,上海美普达有限公司生产;傅里叶变换红外光谱仪、X射线粉末衍射仪,德国Bruker公司生产;X射线光电子能谱仪,美国赛默飞世尔科技公司生产;紫外-可见漫反射,英国Perkin Elmer公司生产;紫外灯(15 W,λ为365 nm),奔腾电器(上海)有限公司生产。

2 实验方法

2.1 光催化剂的制备与负载

在550℃下,煅烧三聚氰胺粉末2 h,冷却至室温,研磨得到g-C3N4产品。同时,分别将ZnO和CeO2粉末,置于300℃下煅烧4 h,冷却至室温后研细待用。
随后,以一定摩尔比的ZnO(CeO2粉末)和g-C3N4粉末分散于50 mL蒸馏水中,磁力搅拌 30 min,600 W超声30 min,制得前驱体溶胶,转移反应釜中,120℃下反应18 h。待反应釜充分冷却后,8 000 r/min离心10 min,并用蒸馏水、无水乙醇反复洗涤3次,沉淀物置于50℃下干燥12 h,研磨,得到g-C3N4/ZnO和g-C3N4/CeO2光催化剂。
称取0.1 g光催化剂到10 mL的无水乙醇中,再添加0.1 g聚乙烯吡咯烷酮(PVP-K30),磁力搅拌 30 min充分混匀后,在400 W功率下超声处理10 min,得到均匀分散的悬浮液,吸取悬浮液于直径30 mm、厚度1 mm的粗糙石英玻璃片上,每片玻片1 mL,于50℃烘箱中干燥12 h,即得到负载型光催化剂。
同时,借助X射线衍射仪(XRD)、傅里叶变换红外光谱仪(FT-IR)、X射线光电子能谱(XPS)、紫外-可见漫反射光谱(UV-Vis DRS)等仪器,对所得g-C3N4/ZnO和g-C3N4/CeO2光催化剂的分子结构与离子价态等进行分析。

2.2 光催化降解实验

本研究进行光催化测试的MO浓度为5 mg/L、Cr6+浓度为0.5 mg/L及二者的混合污染液,具体的实验装置如图1所示。取4片负载型光催化剂置于50 mL污染物溶液中,先置于黑暗条件下搅拌30 min,进行吸附-脱附平衡,去除吸附作用对光催化性能的影响。随后,用15 W的紫外灯(λ为365 nm)照射30 min,使用带有超滤膜(聚醚砜,孔径0.45 μm)的注射器进行定时取样,测定吸光值,并计算污染物的降解率,计算公式如式(1)所示。
$\mathit{D}=({\mathit{A}}_{0}-{\mathit{A}}_{\mathit{t}})/{\mathit{A}}_{0}\times 100\mathit{\%}=({\mathit{C}}_{0}-{\mathit{C}}_{\mathit{t}})/{\mathit{C}}_{0}\times 100\mathit{\%}$
其中:D为污染物降解率,%;C0为污染物的初始浓度,mg/L;Ct为降解t时的污染物浓度,mg/L;A0为污染物的初始吸光度值;At为降解t时污染物的吸光度值。

3 结果与分析

3.1 光催化剂降解污染液的性能探究

在降解MO污染液中(图2),对于ZnO基催化剂,MO降解率仅为23.16%,经过水热法复合制备的g-C3N4/ZnO降解能力得到了较大提升,随着摩尔比n(g-C3N4)∶n(ZnO)逐渐增大,g-C3N4/ZnO对MO的降解率先增后降,在1.5∶1时MO降解率最高可达35.81%。对于CeO2基催化剂,g-C3N4/CeO2对MO的催化降解性能远优于纯CeO2,随着摩尔比n(g-C3N4)∶n(CeO2)逐渐增大,g-C3N4/CeO2对MO的降解率也呈现先增后降的趋势,在30 min内对MO的降解率约为纯CeO2的5倍,达到了22.66%。这表明g-C3N4与金属氧化物经水热法合成,提高了电荷分离效率,减少了电子空穴对的复合,实现了MO的高效光催化降解[10]。
在Cr6+污染液降解中(图3),对于ZnO基催化剂,0.5 h内ZnO的降解率达到了100%,而水热法所制备的g-C3N4/ZnO催化剂随着摩尔比n(g-C3N4)∶n(ZnO)逐渐增大,其对Cr6+的降解率先轻微上升后骤降,但降解能力都较纯ZnO有所下降,是因为过量的g-C3N4充当了复合中心,ZnO表面Cr6+还原活性位点被g-C3N4覆盖导致的[11]。对于CeO2基催化剂,随着摩尔比n(g-C3N4)∶n(CeO2)逐渐增大,g-C3N4/CeO2对Cr6+的降解效率整体趋势呈现先升后降,降解率变化虽然不大但都优于纯CeO2,表明适量添加CeO2能够增强光诱导还原,过量添加CeO2会发生颗粒团聚,导致活性位点被覆盖,降低Cr6+的扩散效率[12]。
以摩尔比为1.5∶1下合成的g-C3N4/ZnO催化剂及摩尔比为1∶1下合成的g-C3N4/CeO2催化剂开展协同降解混合污染物使用及结构表征探究。
图4可以观察到对于复合污染液中协同降解2种污染物时,单元材料、g-C3N4/ZnO及g-C3N4/CeO2催化剂对MO的降解率(图4)相较单一MO污染液的降解率保持稳定,但较单一污染液Cr6+的降解率都有显著的提高,特别是g-C3N4的降解率较单一污染液Cr6+降解率上升了39.49%,达到了56.51%,另外,g-C3N4/ZnO催化剂对Cr6+的降解率为78.24%,较单一污染液Cr6+降解率上升了7.70%,g-C3N4/CeO2催化剂对Cr6+的降解率为44.20%,较单一污染液Cr6+降解率上升了14.89%,说明在MO和Cr6+的混合溶液体系中,电子和空穴的复合被抑制,使得其电子和空穴被充分利用,提高了催化剂的光催化效率[13]。

3.2 XRD分析

在XRD图谱(图5)中,g-C3N4在2θ=13.0°处的峰为三嗪单元的面内结构峰,对应晶面(100), 27.6°处的峰为层状堆积结构的特征峰,对应晶面(002)。而ZnO所有峰则与六方纤锌矿相ZnO(标准样卡JCPDS:NO.36—1451)一致,其在2θ=31.8、34.5、36.3、47.6、56.7、63.0、68.0、69.1°位置的衍射峰,分别对应的衍射晶面为(100)、(002)、(101)、(102)、(110)、(103)、(112)、(201)。CeO2对应的特征峰的位置与强度也均与文献[14]报道一致。这些特征峰均出现在g-C3N4/ZnO与g-C3N4/CeO2光催化剂的图谱中,未出现其他杂峰,说明材料成功复合[11]。

3.3 FT-IR分析

在FT-IR图谱(图6)中,g-C3N4/ZnO与g-C3N4/CeO2光催化剂在807.1 cm-1处的响应峰对应着三嗪结构的简正振动,1 239~1 636 cm-1处的振动峰为芳香C—N的伸缩振动以及C══N的拉伸振动,3 156.9 cm-1处的谱峰是N—H的伸缩和吸附在材料表面水分子的—OH。g-C3N4/ZnO在430~470 cm-1的吸收峰对应于Zn—O键的振动,g-C3N4/CeO2在460 cm-1附近的吸收峰对应Ce—O键的振动,这表明两种复合材料成功合成,但g-C3N4/ZnO在1 239~1 636 cm-1的峰强度较g-C3N4有所降低,并且随着ZnO的结晶作用,这些峰合并成了一个宽的吸收带[15]。

3.4 XPS分析

采用XPS分析复合光催化剂(图7),g-C3N4/ZnO光催化剂存在C 1s、N 1s、O 1s和Zn 2p等峰Zn元素成功复合在g-C3N4材料,而由于CeO2的负载量过小,在g-C3N4/CeO2的XPS图谱中没有检测到Ce 3d明显的特征峰,这也与文献报道吻合[16]。
进一步地,对光催化剂g-C3N4/ZnO的XPS结果进行分峰拟合,其中,在284.8 eV和288.2 eV附近分别对应无定形碳和sp2杂化碳原子(N—C══N),在286.2 eV的峰与C-NHx键相关[图8(a)],这表明光催化剂C3N4/ZnO中存在g-C3N4,同时材料中N—C══N相对占比较g-C3N4有所下降,从68.42%跌至28.74%,C-NHx键相对占比有所提升,从7.96%上升到28.74%,说明材料产生了更多的元素缺陷及更多的游离—NH2基团,增加了表面的亲水性和对污染物的降解能力[17]。另外,g-C3N4/ZnO光催化剂的N 1s峰与g-C3N4的N 1s峰相比结合能有所升高,由于所有这些都源于C══N—C配位,故N 1s结合能的变化表明了g-C3N4和ZnO之间存在相互作用[6],材料的C══N—C键相对占比较从68.38%下降至47.94%,而C—N—H相对占比从7.72%上升到9.28%[图8(b)],这与Wu等[18]研究一致。图8(c)中O 1s谱图结合能在530.2 eV附近对应ZnO晶格中的氧离子(O2-),复合材料在531.6 eV附近的峰归属于ZnO机体缺氧区有关[19],同时,g-C3N4/ZnO的氧空位相对占比较ZnO也从34.24%上升到65.58%。图8(d)的Zn 2p高分辨率XPS图中观察到g-C3N4/ZnO光催化剂在Zn 2p3/2结合能为1021.77 eV以及Zn 2p1/2结合能为1 044.71 eV,结合能位置略高于纯ZnO,其峰间距约为23 eV,这也证实了复合材料中存在ZnO,与文献报道一致[15]。
对于光催化剂g-C3N4/CeO2,其C 1s、N 1s、O 1s精细谱的峰和结合能的位置及官能团相对占比变化,与光催化剂g-C3N4/ZnO基本呈现相同的规律(图9)。在图9(c)中可以看到g-C3N4/CeO2的O 1s结合能相较CeO2发生正移,表明g-C3N4与CeO2之间发生了相互作用,这种作用有利于促进电荷载流子的转移,增强光催化活性[20]。另外,在结合能882.0 eV的峰对应Ce3+ 3d5/2、887.9 eV的峰对应Ce4+ d5/2 897.8 eV和900.6 eV对应Ce4+ 3d3/2,Ce3+和Ce4+氧化还原偶对的存在可抑制光生电子-空穴对的复合,促进更多的自由基的生成提升降解污染物的效果[21]。

3.5 UV-Vis DRS分析

采用UV-Vis DRS分析复合材料的光学性质,如图10所示,其中,ZnO的光吸收边缘为 389 nm,只能吸收紫外光区域,当ZnO加入g-C3N4复合后,g-C3N4/ZnO的光吸收边缘红移到了428 nm,而g-C3N4/CeO2的吸收光谱也红移至458 nm。这种结果表明g-C3N4与金属氧化物之间发生了相互作用,使得能量降低到了较低的阈值,增强了光吸收和响应范围。
图11是根据Kubelka-Munk函数公式[式(2)]和延长切线绘制出所制备光催化剂带隙的Tauc关系图[22]。
${\left(\mathit{\alpha }\mathit{h}\mathit{\nu }\right)}^{1/2}=\mathit{A}(\mathit{h}\mathit{\nu }-{\mathit{E}}_{\mathit{g}})$
其中:hν为入射光子能量,eV;α为光吸收系数,cm-1;A为迁移率相关常数;Eg为带隙宽度,eV。
根据图11的分析结果,ZnO的禁带宽度为3.08 eV,复合g-C3N4后,g-C3N4/ZnO的禁带宽度较ZnO缩小了0.6 eV。同样,g-C3N4/CeO2的禁带宽度较CeO2也缩小了0.36 eV。这些现象可以归因于g-C3N4与ZnO、CeO2之间发生紧密的化学键相互作用,在界面中形成了异质结,g-C3N4与ZnO、CeO2之间发生电荷载流子分离,从而导致g-C3N4的价带产生的导带中的电子可以转移到ZnO和CeO2的导带中,最终阻止了电荷-空穴对的复合[16],增强了可见光响应能力,使复合材料光催化性能得到改善。
根据图11可得到,g-C3N4的带隙为2.54 eV,ZnO的带隙为3.08 eV,CeO2的带隙为2.76 eV,因此3种样品的价带(EVB)与导带(ECB)边缘位置可通过式(3)、(4)计算得出。
${\mathit{E}}_{\mathit{C}\mathit{B}}=\mathit{X}-{\mathit{E}}_{\mathit{C}}-0.5{\mathit{E}}_{\mathit{g}}$
${\mathit{E}}_{\mathit{V}\mathit{B}}={\mathit{E}}_{\mathit{C}\mathit{B}}+{\mathit{E}}_{\mathit{g}}$
式中,Eg为带隙宽度,eV;ECB为导带位置,eV;EVB为价带位置,eV;X为半导体的电负性,eV;EC为电子自由能,eV。
X为半导体的电负性,它是组成原子电负性的几何平均值,结合文献资料,g-C3N4的电负性取值为4.72 eV[23],ZnO eV的电负性取值为5.95 eV[23],CeO2的电负性取值为5.56 eV[24]。EC取值为 4.5 eV,通过上述方程得到g-C3N4的ECB和EVB分别为-1.05 eV和1.49 eV;ZnO的ECB和EVB分别为-0.09 eV和2.99 eV;CeO2的ECB和EVB分别为 -0.32 eV和2.44 eV。因此g-C3N4与ZnO或CeO2的价带与导带之间形成能带交错,使得电子和空穴通过异质结结构相互传递,增强电子-空穴对的转移和分离。

3.6 光催化机理分析

g-C3N4/ZnO和g-C3N4/CeO2的光催化反应机理类似(图12)。对于降解单一污染物,在紫外光的照射下,g-C3N4和ZnO、CeO2都被激发产生光生电子-空穴对,由于g-C3N4的导带边缘位置(-1.22 eV)比ZnO(-0.5 eV)及CeO2(-0.32 eV)都要更低,故当二者接触就会形成Ⅱ型异质结结构,这种异质结结构会形成内部电场,g-C3N4表面上的光生电子(e-)将会自发转移到ZnO和CeO2的导带上,从而将ZnO或CeO2颗粒表面上的Cr6+还原[25]。此外,光生电子还能与催化剂表面的吸附氧(O2)发生反应,形成超氧离子自由基(·O2-),其与H+和e-反应形成H2O2,H2O2与光生电子反应就会产生羟基自由基(·OH),·OH或光生空穴(h+)可将MO氧化为各种降解产物[26]。
在协同降解多重污染物时,混合体系中MO作为有机污染物,可被h+直接氧化,或通过生成的 ·OH间接氧化,而MO的氧化过程消耗了h+,进一步抑制了电子-空穴复合,同时MO降解过程中产生具有还原性的中间产物对氨基苯磺酸(C6H7NO3S)[27],它可作为电子供体,被氧化产生醌亚胺和e-,进一步促进Cr6+的还原[28],因此在协同降解多种污染物时Cr6+的降解率较于单一污染物的降解率有所提升。
另外,对于g-C3N4/ZnO纳米材料,其XPS分峰拟合数据中能观察到g-C3N4/ZnO在531.60 eV峰与530.34 eV峰的面积比为1.90,而纯ZnO面积比仅为0.52,两峰面积之比越大表明氧空位的数量越多,Wang等[29]在煅烧ZnO时也出现了相同的情况,并且高浓度的氧空位会在价带附近形成杂质层,导致带隙变窄。g-C3N4/ZnO纳米材料光催化降解MO和Cr6+的过程,如式(5)~式(11)所示。
$ \mathrm{C}_{3} \mathrm{~N}_{4} / \mathrm{ZnO}+\text { 紫外光 } \longrightarrow \mathrm{e}^{-}+\mathrm{h}^{+}$
$ \mathrm{e}^{-}+\mathrm{O}_{2} \longrightarrow \cdot \mathrm{O}_{2}^{-}$
$ \cdot \mathrm{O}_{2}^{-}+2 \mathrm{e}^{-}+2 \mathrm{H}^{+} \longrightarrow \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}_{2}$
$ \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}_{2}+\mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{OH}^{-}+\cdot \mathrm{OH}$
$ \mathrm{C}_{6} \mathrm{H}_{7} \mathrm{NO}_{3} \mathrm{~S} \longrightarrow \mathrm{C}_{6} \mathrm{H}_{5} \mathrm{NO}_{3} \mathrm{~S}+2 \mathrm{e}^{-}+2 \mathrm{H}^{+}$
$ \mathrm{Cr}^{6+}+3 \mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{Cr}^{3+}$
$ \mathrm{h}^{+}+\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{MO} \longrightarrow \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+\mathrm{CO}_{2}$
对于g-C3N4/CeO2纳米材料,其XPS分峰拟合数据中能观察到Ce3+与Ce4+的共存,而Ce3+与Ce4+可以进行相互转化,如Ce4+捕获e-转化Ce3+,Ce3+与表面吸附氧反应可生成Ce4+和·O2-等活性氧物种[24],这些都能够提高光催化效率。g-C3N4/CeO2纳米材料光催化降解MO和Cr6+的过程,如式(12)~式(20)所示。
$ \mathrm{C}_{3}\mathrm{~N}_{4} / \mathrm{CeO}_{2}+\text { 紫外光 } \longrightarrow \mathrm{e}^{-}+\mathrm{h}^{+}$
$ \mathrm{e}^{-}+\mathrm{O}_{2} \longrightarrow \cdot \mathrm{O}_{2}^{-}$
$ \mathrm{Ce}^{4+}+\mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{Ce}^{3+}$
$ \mathrm{Ce}^{3+}+\mathrm{O}_{2} \longrightarrow \mathrm{Ce}^{4+}+\cdot \mathrm{O}_{2}^{-}$
$ \text { · } \mathrm{O}_{2}^{-}+2 \mathrm{e}^{-}+2 \mathrm{H}^{+} \longrightarrow \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}_{2}$
$ \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}_{2}+\mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{OH}^{-}+\cdot \mathrm{OH}$
$\mathrm{C}_{6} \mathrm{H}_{7} \mathrm{NO}_{3} \mathrm{~S} \longrightarrow \mathrm{C}_{6} \mathrm{H}_{5} \mathrm{NO}_{3} \mathrm{~S}+2 \mathrm{e}^{-}+2 \mathrm{H}^{+}$
$ \mathrm{Cr}^{6+}+3 \mathrm{e}^{-} \longrightarrow \mathrm{Cr}^{3+}$
$ \mathrm{h}^{+}+\cdot \mathrm{OH}+\mathrm{MO} \longrightarrow \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+\mathrm{CO}_{2}$

4 结论

针对多重污染物的协同治理,本文采用水热法制备了g-C3N4/ZnO和g-C3N4/CeO2材料,研究了在紫外条件下,不同摩尔比掺杂制备的催化剂对MO、Cr6+及二者混合污染液的降解规律。结果表明,g-C3N4与ZnO、CeO2形成的复合材料较一元催化剂表现出较强的光催化降解能力,特别是g-C3N4/CeO2对MO的催化降解性能较纯CeO2在 30 min内的降解率提升了约5倍。经XRD、FT-IR`、XPS等分析,g-C3N4与ZnO、g-C3N4与CeO2之间成功复合;同时,紫外-可见漫反射光谱分析也表明,所合成的两类光催化剂(g-C3N4/ZnO、g-C3N4/CeO2),g-C3N4与ZnO或CeO2的价带与导带之间形成能带交错,使得电子和空穴通过异质结结构相互传递,增强电子-空穴对的转移和分离,从而提高了光催化活性。此外,在协同降解混合污染液时,MO被当作捕获剂消耗空穴,进一步抑制电子-空穴的复合且MO分解的中间产物C6H7NO3S能够促进Cr6+的还原,从而实现了MO与Cr6+的协同降解。本研究为氮化碳基纳米材料的设计与应用提供一定的参考,也为多重污染物高效协同处理提供新思路。

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