微波紫外o3在光催化降解纳米tio2的颗粒分散体水溶液中溴麝香草酚蓝评估

1、微波/ 紫外/ O3 在光催化降解纳米 TiO2 的颗粒分散体水溶液中溴麝香草酚蓝的评估摘要：在本研究中，微波/紫外/TiO2/臭氧/H2O2 混合过程系统用于水处理的各种技术相结合，有效去除难生物降解有机污染物。特别地，本研究的目的是开发一种新的先进的氧化过程，克服现有的单工艺处理水的方法的限制，通过添加微波照射，以最大限度地形成活性的中间体，例如 OH基，借助于紫外线微波放电无极灯的照射，光催化剂和辅助氧化剂。光催化降解的 BTB 的结果表明，分解速率随着 TiO2 颗粒的剂量和微波强度的增加而增加。当一个辅助氧化剂如臭氧或过氧化氢加入到该微波辅助光催化，然而，观察到一个协同效果，显著提高

2、了反应速率。：光催化剂，微波，紫外，臭氧，引言：偶氮50。偶氮是最广泛使用的的有机之一，其市场份额大约是整个市场的较高的市场占有率是由于其相对较低的生产成本和方便的原料供应材料。当排出，然而，它会导致讨厌的深颜色和减少处理。胺。因此，使用偶氮后有必要进行废水处理含有的废水是的。一般来说，吸附采用活性炭和使用微生物的生物处理被用来去除有机污染物如废水中所含的。然而，这些方法不容易除去复杂的芳族化合物与废水中包含的各种物质，而且导致产生大量的污泥和固体废物，从而导致高昂的处理费用。氧化剂已广泛应用于将的非生物降解材料转换成可生物降解的形式。常规的氧化过程，使用臭氧或过氧化氢（H 2 O2）然而，在

3、治疗许多不同种污染物时有很大的局限性，需要一个更有效的氧化过程。传统的方法（例如活性炭吸附1）仅转移污染从一个阶段到另一个。最有前途的用于除去的方式是光催化，因为这过程分解残余的于水和二氧化碳2。TIO2 光催化在水中的应用治疗最近已被广泛研究3，4。然而，在 TiO2 光催化处理非生物降解性材料的应用中，还有许多问题尚未得到解决。首先，光催化通常被用来在处理空气中的污染物，因为它是适合用于处理低浓度污染物。水污染物的浓度，然而，是远远高于空气污染物。因此，空气污染相比，通过光催化处理他们是的。二，受污染的水通常同时包含亲水性和疏水性的材料。因此，污染物是不容易吸附在光催化剂表面上。第三，受污

4、染的水浊度高，因此低，阻碍紫外（紫外）射线光催化剂活化。第四，有些材料是不容易被降解仅仅通过光催化剂。第五，和空气相比，在水中可用于光催化氧化的氧含量是非常低的。由于这些原因，截至目前光催化氧化水中污染物并没有收到较大的关注。最近的研究已经积极进行提高氧化降解的性能通过增加微波照射来努力利用二氧化钛光催化剂在水处理中更高效地应用5 - 10。在这项研究中，一个 microwave/紫外/TiO2/ ozone/H2O 2 混合工艺系统，在其中的用于水处理的各种技术已被组合，被评估为开发一种先进的技术，有效的治疗非生物降解的水污染物。尤其是，本研究目标开发一种新的先进的氧化过程，克服现有的单一工

5、艺水的处理方法的局限性，通过添加微波照射到最大限度地形成活性的中间产品，例如，OH借助紫外线辐照辐射MDEL，光催化剂，和辅助氧化剂。基，与实验Microwave/紫外-TiO2 系统图 1 显示了示意性的Microwave/紫外-TiO2 本研究中使用的实验装置。微波辐射由韩国微波仪器设计的微波系统发出。由微波发生器（频率为 2.45GHz;最大功率 1 千瓦），三抽头调谐器，一个功率器，反应腔组成。用于照射有机含水溶液中的二氧化钛纳米粒子的微波辐射（实际使用电力，200-600 W）通过波导产生。微波辐射是连续的，并且 微波强度的调节由连接到一个功率监视器实现。使用三抽头调谐器可以取得最佳

6、的低反射的 微波辐射。紫外传感器和微波发生器分别位于微波腔的右侧和左侧。这两款器件互相成 180如在图 1 中示出。搅拌器安装在反应腔体（图 1）的背面侧来加强微波的传输。作为微波照射的反应物溶液被平稳加热，不可能在恒定温度下进行实验而没有一个冷却系统。在这项研究中，反应物溶液在安装在恒温设备的不锈钢烧杯中。通过冷却系统的滚流泵用于后期环流加热反应的解决方案保持反应温度恒定在 298 K，在此研究，臭氧作为辅助氧化剂加入以增加的分解有机化合物反应的效率。通过用 500 毫升/分钟的流率向臭氧发生器供给氧气产生臭氧（-1，Ozonetech），示于图 1。通过控制功率消耗臭氧生产速率在0.75

7、和 3.26 克/小时之间调整，。双管型 MDELTIO2 光催化剂由紫外光激发，产生可降解有机物的强氧化剂。因此，使用 TiO2 光催化剂提供的紫外线是必不可少的。典型的紫外灯，然而，有金属电极，以防止它们被使用在微波照射设备。因此，双层管型微波放电无极灯（170 毫米长度，44 毫米的内径，60 毫米的外径，以下简称 MDEL），发射紫外线通过微波照射在这项研究中受到研究。它是用石英制造来最大化提高反应效率。少量的 被掺杂在保持真空的双管紫外灯的管内之间。本用的灯是紫外-C 型灯，虽然少量的的紫外-A 和紫外-B 的波长的光，以及射出。图 2 比较了在不同辐射的紫外强度微波强度。的紫外辐射

8、计的传感器的（HD2102-2，OHM）安装的微波腔（图 1）上的右手侧的端口。距离在 MDEL 和传感器之间的时间是约 30 厘米。“检测到的波长范围的紫外-A，紫外-B 和紫外-C，传感器是 315-400，280-315 nm 和 220-280 纳米，分别。在所有的微波强度测试，在这个的研究中，紫外-C 显示出大得多的紫外-A 的强度比和紫外-B。的紫外-A 和紫外-B 的强度增加的微波强度，而紫外-C 的强度变动不大，在微波强度大于 0.4 千瓦。图 3 显示 MDEL 的发光紫外光后，在微波腔中的微波照射。光催化反应活性的评价光催化剂为德固赛 P-25 的二氧化钛（特定的表面面积

9、53 M2G-1 通过 BET 法，粒度 2030 nm 的 TEM，组成锐钛矿 83和 17由 X-射线衍射）。在这项研究中，二氧化钛的光催化活性纳米粒子与光催化分解的溴百里酚蓝（以下简称 BTB）在其水溶液。BTB 是选择，因为它没有强劲的紫外-A 光线的吸收（和光分解）。高纯级 BTB 购自 Daejung 化学。公司 BTB 初始浓度约 3.0 910 - 5 摩尔/ l，且被循环至 1,000 ml 的溶液的石英反应器中管（230 毫米长，40 毫米直径）的流速 300 毫升/分钟。在这些双蒸水研究，以使溶液的降解实验。从改变的分解率进行评价 BTB 作为的函数的浓度，在反应器出口照

10、射时间。BTB的浓度测定由在 420 nm 处的吸光度，使用分光光度计（紫外-1601，）。结果和TiO2 纳米粒子剂量的影响图 4 示出的分解实验的结果得到的 BTB 在三个不同的二氧化钛纳米粒子剂量。的微波强度为 0.4 千瓦，和循环速率为 300 毫升/分钟。另外的一个更大的量的二氧化钛纳米粒子在一个较高的位置分解率。地块三种情况都装以及通过线性线，这表明分解在二氧化钛的存在下的 BTB 催化剂可以近似伪一级反应模型：c = c0 expKt其中 C 是 BTB 浓度在时间t，C0 最初的浓度和K 过所有的速率常数。过所有速率常数 K被确定为直线的斜率图。通过回归分析。它清楚地示出在这图

11、中的降解率增加量的 TiO2 纳米粒子的剂量。微波强度的影响结果示于图中。5 作为一个功能的微波强度。进行了实验，与 0.1 克二氧化钛纳米粒子。三种不同的微波功率分别采用：0.2，0.4，和 0.6 千瓦。它清楚地示出在这图的降解率随微波强度。微波具有热效应和非热的效果。热效应是指选择性的，快速的，的微波温度上升。的非热效果表示增强的化学反应率从而增加碰撞频率。某些倍，热效应和非热效应产生协同效应。在这项研究中，一个短的波长的电磁波紫外线发射 MDEL 微波照射后。因此，紫外线的强度随微波功率。紫外，它带有能量，用于用于激发光催化剂。它也可有助于有辱人格的的 BTB 直接。弄清楚，这是不可能

12、微波参加了详细的机制的 BTB。然而，它可以推断，从实验结果显示，具有较高的降解效率更高的微波强度，即微波炉间接通过增加提供的降解 BTB 紫外线强度。的热和非热效应微波炉也假定作出了直接贡献的降解反应。臭氧的作用臭氧，2.07 V 的电位不同，ence 一种强氧化剂，已被广泛用于在水处理因为它可以有效地去除味道，气味，和前体物三卤甲烷传感器。然而，直接的臭氧反应是相对选择性氧化有机化合物因为臭氧单键上具有非常低的反应化学品和具有特定的功能基团如-COOH，-NO 2的芳族化合物。与此相反，羟基基（OH），它具有较高的氧化比臭氧与有机反应的电位（2.80 V）化合物，非选择性，可以应用氧化治疗

13、有效。因此，大注意考虑到先进的氧化工艺（AOPs），有机化合物分解使用 OH基。该 microwave/紫外/TiO2/臭氧混合过程在这项研究中使用 AOP 可以克服的限制突变的的单进程臭氧水治疗使用微波和紫外线辐照和得到的光催化剂的激活 VATION 最大限度地形成 OH基。图 6 比较了具有不同的查询结果的分解得到在水溶液中的 BTB 实验条件。循环流率的溶液可用于所有的实验在 300 毫升/分钟的设定。三种不同级别的臭氧除了进行了测试：0.75，1.78，和 3.26 克/小时。二氧化钛纳米粒子的质量和微波辐射强度分别为 0.1 克和 0.4 千瓦，分别时，他们被应用。在所有的实验的条件

14、下，分解率随臭氧注射速率。当只有微波辐射顶部注入臭氧的分解率的增加变动不大。在另一方面，当微波照射用于协助的紫外-二氧化钛的氧注射，分解率显著增加。catalysisbyMDEL 连同臭添加 H2O 2 的影响H2 O 2 的影响已经在众多的研究，而且据报导，它增加了有机污染物的11的光催化降解率。“增强的降解率与加入 H2 O2 可以合理化原因有几个方面。首先，它通过除去表面被困电极电子，因此通过降低电子OH-H？OH）。其次，H2 O2 可能- 空穴复合的增加速率率，提高孔利用效率反应（如的光催化产生羟基基直接作为被引在均匀的光氧化书使用紫外/（H 研究 2 O2？O2）。由于 H2 O2

15、 似乎是一个有效的电子受体，在二氧化钛光催化系统中，其光催化降解反应的影响12进行了测试。图 7 示出了如何，光催化通过加入 OFH2O2 BTB 的降解率的影响在微波辅助光催化系统。H2 O2 除了反应物溶液的光催化降解率增加到最大值，但进一步添加 H 2 O2 的在此水平之上的效率降低13。2 O2 在 TiO2 表面形成复杂的14。在减少的光催化降解率存在过量的H2 O2 可以归因于既的H2 O2表面和 OH基清除由 H2 O2（H2 O 2？HO2 OH？H 2O）。组成技术影响的比较图 8 所示得到了不同的分解速率常数实验条件示于的结果六个不同的实验进行比较在该图中：微波辐射（M）;

16、注射臭氧（O3）;微波照射臭氧注射的顶部;微波辅助紫外-TiO 2 的光催化由MDEL（MUP）; MUP 顶部的注射臭氧（MUPO）;和 MUP 对过氧化氢的注射（MUPH）的顶部。信息详细的实验条件如下：二氧化钛纳米粒子的质量为 0.1 克，微波照射强度溶液循环流量为300 毫升/0.4 千瓦;分钟;臭氧注入速率为0.75 克/小时，过氧化氢的1 毫升（1.1632910 - 2 摩尔）的添加量。如图 8 所示，分解反应 sel 的随机的时间发生时，只有照射微波（M）。当 M 的速率常数是远低于臭氧除了唯一的情况下甚至用最小的臭氧（O）添加量为 0.75 克/小时，该速率常数 0.0584

17、 分- 1。当微波照射和臭氧此外，在同一时间（密苏里州），速率施加常数（0.0588分- 1）几乎是相同的情况下，O.因此，微波辐射不似乎扮演一个显着的作用，分解反应，而不光催化。有关微波辅助的情况下，紫外-二氧化钛使用 MDEL（MUP），速率的光催化常数（0.0547 分- 1）是显着高于的微波的唯一的情况下（M），但它是低一点唯一的情况下的臭氧（O）。当微波阿-特德紫外二氧化钛光催化涂布之上的 ozoneaddition（MUPO），分解速度常数是非常高（0.1550 分- 1），甚至大于的总和速率常数的情况下，MO 和MUP。何时过氧化氢溶液中加入作为辅助氧化剂，而不是臭氧，微波辅助紫

18、外二氧化钛 2 光催化（MUPH），分解率仍然仍然很高;分解速率常数为 0.1954 分- 11.16329 10 除了- 2 摩尔过氧化氢。本结果 MUPO 和 MUPH 表明时，有一个协同效应的辅助氧化剂例如臭氧或过氧化氢添加到微波辅助紫外二氧化钛光催化分解反应。微波炉，一种电磁波，具有非常短的波长，激发极性分子，使他们来回转动和振动迅速：例分子振动约 2.459 109 倍时每秒微波辐射。这项研究的最初目标通过令人兴奋的是要提高分解反应速率利用微波辐射的污染物分子。雅阁的上述实验结果显示，其效果兴奋的污染物分子是微道的。当辅助氧化剂如臭氧或过氧化氢的时间是添加到的微波辅助的光催化，然而，

19、协同效应，提高了反应速度，考虑可能进行了观察。这一结果表明，微波炉照射可能通过激活的辅助活性的中间产品，例如，OH基，提高了生产氧化剂。但是，它是难以检查这一假说定量地使用有限的实验结果本研究中得到的。这是需要设计一个新的实验系统，进行结论的定量这个问题在未来的。要使用光催化深度处理系统非生物降解的水污染物的，进行了一系列的实验中，在其中的影响微波照射和辅助氧化剂进行了评价。“从实验结果得到的结论如下：1：BTB 光催化降解的结果表明，与二氧化钛的分解速率增加粒子的剂量。2：对于 BTB 降解，分解率随着微波强度，微波强度的影响，分析如何微波炉参与降解反应。3：当微波照射，以协助紫外-二氧化钛

20、光催化MDEL 一起臭氧注射剂，分解速率增加显著。4：的 H2O2 除了反应物溶液的光催化降解率增加到最大值，但进一步添加 H2 O2 这个水平降低了效率。5：这一结果表明，有协同效应的组成技术一起应用和额外的微波照射可以起到非常重要的作用，在水的有机污染物光催化。致谢：这项研究是由基础研究计划，通过韩国国家研究（2010-0007412）。（NRF）由教育部，科学与技术开放使用：这篇文章是分布在知识共享署名非商业性使用协议允许任何非商业用途，分布和繁殖，在任何上的条款，提供的原始作者（S）和源均计入参考文献：J.M. Abdul, S. Vigneswaran, H.K. Shon, A.

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