朱恩權(quán), 馬玉花, 艾尼瓦·木尼熱, 粟智

膨潤土負(fù)載紅磷復(fù)合材料的吸附富集–定位光降解性能

朱恩權(quán), 馬玉花, 艾尼瓦·木尼熱, 粟智

(新疆師范大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院, 烏魯木齊 830054)

為了提高紅磷催化劑的光催化性能, 選擇剝離膨潤土(EB)為載體, 將水熱處理后的紅磷(HRP)負(fù)載在EB上, 制得EB/HRP復(fù)合光催化劑, 并通過不同手段對催化劑進(jìn)行表征。選擇羅丹明B為模型污染物, 考察了EB/HRP復(fù)合光催化劑的光降解性能。結(jié)果表明, 隨著EB含量的增加, EB/HRP復(fù)合光催化劑的光降解效率呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢, 當(dāng)EB的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為9%時, 復(fù)合光催化劑(EB9/HRP)表現(xiàn)出最強(qiáng)的吸附性能和光降解性能, 其降解速率常數(shù)值為0.0641 min?1, 是HRP的2倍。另外, 經(jīng)過五次循環(huán)光降解實(shí)驗(yàn), EB9/HRP仍具有較高的光催化活性(96.8%)。因此, EB9/HRP復(fù)合催化劑具有較好的光催化活性和穩(wěn)定性, 有望成為一種降解污染物的高效而穩(wěn)定的光催化劑。

紅磷; 膨潤土; 吸附富集-定位光降解; 光催化劑

半導(dǎo)體輔助光降解有機(jī)污染物是一種經(jīng)濟(jì)、環(huán)保的環(huán)境污染治理方案, 受到了廣泛關(guān)注。近年來, 研究發(fā)現(xiàn)硒、硫、紅磷(RP)等單質(zhì)半導(dǎo)體材料的帶隙窄、可見光響應(yīng)強(qiáng), 在光催化領(lǐng)域有著極大的應(yīng)用潛力。其中, RP在可見光照射下不僅可以分解水, 還能降解污染物, 并且在地殼中儲存豐富, 因此是一種很有前景的元素半導(dǎo)體光催化劑[1-4]。RP的禁帶寬度約為1.7 eV, 吸收帶邊位置達(dá)到680 nm, 是一種典型的對可見光響應(yīng)的P型半導(dǎo)體材料[1], 被列為收集太陽能用于環(huán)境凈化和制備清潔能源最有前景的光催化劑之一。此外, 通過控制RP晶體的形貌[5-7]和晶面[8], 或者與其它材料復(fù)合, 可以進(jìn)一步提高RP的光催化活性。其中, 已報道的與RP成功復(fù)合的材料有CdS[9]、MoS2[10-11]、YPO4[2]、TiO2[12]、C3N4[3,13-14]、黑磷[4]以及石墨烯[15]、還原氧化石墨烯[11]等。然而, 上述材料或較難制備或制備成本高, 復(fù)合催化劑難以進(jìn)行大規(guī)模生產(chǎn)。因此, 尋找一種低成本、易獲得, 并能進(jìn)一步增強(qiáng)RP光催化性能的材料具有十分重要的意義。

膨潤土具有成本低、易獲得、環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn), 是各種光催化劑的理想負(fù)載材料。膨潤土是蒙脫石的工業(yè)名稱, 是一種黏土巖, 由2 : 1的堆疊層組成, 兩層四面體片夾著八面體片, 具有膨脹現(xiàn)象[16]。在硅氧四面體中Al3+對Si4+的同晶取代和鋁氧八面體中Al3+對Mg2+或Zn2+的同晶取代導(dǎo)致網(wǎng)狀黏土表面產(chǎn)生負(fù)電荷[17]。與其它黏土相比, 膨潤土具有優(yōu)異的吸附能力, 在其層間、外部表面和邊緣具有豐富的吸附/交換活性位點(diǎn)[18]。因此, 膨潤土是去除染料的最有效吸附劑[19]。許多研究還表明, 膨潤土是合成具有較高光催化活性的復(fù)合光催化劑的良好載體, 例如TiO2/膨潤土[20-21]、ZnO/膨潤土[22]、Bi2O3/膨潤土[23]、g-C3N4/Ag3PO4/膨潤土[24]、BiVO4/膨潤土[25]和Ni2O3/膨潤土[26]等。由于光催化劑在膨潤土基體上均勻分散, 產(chǎn)生了明顯的反應(yīng)活性位點(diǎn), 這些復(fù)合光催化劑對有機(jī)污染物表現(xiàn)出很強(qiáng)的降解能力。此外, 所有膨潤土合成的復(fù)合材料都具有更大的比表面積和更高的吸附性能, 使得復(fù)合催化劑比純相具有更高的光催化性能, 并且催化劑在黏土上充分分散, 減少了降解有機(jī)污染物所需的光催化劑質(zhì)量。

本工作將水熱處理后的RP(HRP)組裝到剝離膨潤土納米膜上, 制備了剝離膨潤土/紅磷(EB/HRP)納米復(fù)合材料, 并將其應(yīng)用于光降解有機(jī)染料。對合成的EB/HRP復(fù)合材料的成分、電化學(xué)性質(zhì)等進(jìn)行了表征。通過對羅丹明B(RhB)進(jìn)行吸附和光降解實(shí)驗(yàn), 評價EB/HRP復(fù)合材料的吸附富集–定位光降解性能以及剝離膨潤土含量對復(fù)合材料的影響, 并提出了EB/HRP復(fù)合材料光降解有機(jī)污染物的可能機(jī)理。

1 實(shí)驗(yàn)方法

1.1 膨潤土負(fù)載紅磷復(fù)合光催化劑的制備

水熱法處理RP: 準(zhǔn)確稱取0.6 g的商業(yè)紅磷(CRP)分散于20 mL蒸餾水中后置于反應(yīng)釜中, 在200 ℃恒溫箱中水熱處理12 h, 結(jié)束后離心、洗滌、干燥(80 ℃, 4 h), 即可獲得水熱處理后的RP, 標(biāo)記為HRP。

剝離膨潤土的制備: 稱取4 g膨潤土分散于 70 mL去離子水中, 磁力攪拌1.5 h, 靜置過夜。將下層大顆粒物質(zhì)去掉, 上層凝膠狀物質(zhì)離心, 去離子水洗滌數(shù)次后在80 ℃干燥。加入一定量0.5 mol/L稀硝酸, 攪拌過夜, 離心除去上層液體, 并用去離子水洗滌數(shù)次, 在80 ℃的恒溫箱中干燥過夜, 獲得剝離膨潤土備用, 并標(biāo)記為EB。

EB/HRP復(fù)合光催化劑的制備: 按照EB質(zhì)量分?jǐn)?shù)為(3%, 5%, 7%, 9%, 11%)與HRP進(jìn)行充分混合, 隨后將混合溶液置于50 mL反應(yīng)釜于150 ℃下水熱處理4 h, 將所得沉淀物離心、洗滌、干燥(80 ℃, 4 h)得到催化劑, 分別標(biāo)記為EB3/HRP, EB5/HRP, EB7/HRP, EB9/HRP, EB11/HRP。

1.2 EB/HRP復(fù)合光催化劑的性能表征

采用X射線衍射儀(XRD, D8 Advance)分析催化劑的物相組成; 采用傅里葉變換紅外光譜儀(FT-IR, TENSOR27)分析樣品中的官能團(tuán); 采用場發(fā)射掃描電子顯微鏡(FESEM, JSM-7610F)表征樣品的形貌; 采用比表面分析儀(BET, Autosorb-IQ2- MP)測試樣品的比表面積和孔徑; 利用電化學(xué)工作站(CHI660E)測試催化劑的電化學(xué)性質(zhì), 工作電極為制備的催化劑, 對電極為Pt電極, 參比電極為Ag/AgCl電極, 電解液為0.1 mol/L Na2SO4溶液。

1.3 EB/HRP復(fù)合催化劑的光催化性能測試

以RhB和對硝基苯酚(4-NP)為目標(biāo)污染物, 以300 W氙燈光源為模擬光源, 考察EB/HRP的光降解能力。具體過程如下: 取5 mg的EB/HRP復(fù)合光催化劑放入10 mg/L、20 mL RhB溶液中, 暗環(huán)境下磁力攪拌30 min, 達(dá)到吸附–脫附平衡; 然后在光照條件下繼續(xù)攪拌, 每間隔10 min取3 mL上清液進(jìn)行過濾(0.45 μm濾膜)。上清液置于比色皿中, 用紫外–可見分光光度計在RhB和4-NP最大吸收波長554和318 nm處測定其吸光度。

根據(jù)公式(1)計算降解率:

降解率=(0–C)/0×100% (1)

式中,0為RhB(或4-NP)的原始濃度,C為光照不同時間RhB(或4-NP)剩余的濃度。

2 結(jié)果與討論

2.1 XRD及紅外光譜分析

對EB、HRP和EB-HRP復(fù)合材料進(jìn)行XRD分析, 結(jié)果如圖1(a)所示。其中, EB出現(xiàn)很多膨潤土的特征衍射峰, 典型的特征峰出現(xiàn)在2=27.1o位置處。HRP在2=15.6o處的峰與非晶態(tài)紅磷(102)晶面對應(yīng), 與文獻(xiàn)報道一致[1]。從圖1可以看出, 復(fù)合催化劑EB9/HRP的XRD圖譜上同時出現(xiàn)了上述紅磷和膨潤土的特征衍射峰, 證明實(shí)驗(yàn)已經(jīng)將RP負(fù)載在膨潤土上。

圖1(b)給出了EB、HRP和EB9/HRP的FT-IR圖譜。對于EB, 3435 cm–1左右的寬帶吸收對應(yīng)羥基中O–H鍵的拉伸振動; 1640 cm–1處的吸收峰對應(yīng)吸附H2O的H–O–H鍵的彎曲振動; 3620 cm–1處的吸收峰對應(yīng)Al–O–H拉伸振動; 1025 cm–1處的強(qiáng)吸收與Si–O–Si鍵的拉伸振動有關(guān), 這是蒙脫石的特征吸收峰; 465和521 cm–1處的吸收峰對應(yīng)Si–O–Si鍵和Al–O–Si鍵的彎曲振動[27]。而對于純HRP, 1008 cm–1處的吸收峰對應(yīng)P–P–O鍵震動吸收; 1140 cm–1處出現(xiàn)了P–O鍵吸收峰; 1638 cm–1處的弱峰對應(yīng)于P=O鍵, 與文獻(xiàn)報道RP特征吸收峰一致[28]。EB和HRP的特征吸收峰在EB9/HRP的紅外譜圖中均能觀察到, 說明EB與HRP已充分復(fù)合, 這與XRD分析結(jié)果一致。

圖1 EB、HRP和EB9/HRP的XRD圖譜(a)和FT-IR圖譜(b)

2.2 SEM及BET分析

圖2是HRP(a,b)和EB9/HRP(c,d)的SEM照片, 從圖中可以看出, CRP經(jīng)200 ℃水熱處理后, 顆粒粒徑較小, 表面有蜂窩狀的空隙, 有利于與染料充分接觸。與EB土復(fù)合后可以看到HRP附著在EB表面, 形成三維的立體結(jié)構(gòu), 與未復(fù)合前的緊密結(jié)構(gòu)相比, 比表面積增加了, 同時暴露出更多的反應(yīng)活性位點(diǎn), 這將大大增強(qiáng)其催化活性。催化劑的BET分析結(jié)果表明, HRP的比表面積為12.9 m2/g, 孔徑為37.0 nm; 負(fù)載EB的催化劑EB9/HRP的比表面積為13.9 m2/g, 孔徑為44.2 nm。結(jié)果顯示, HRP固載于EB后, 其孔徑和比表面積均增大,有利于污染物的吸附富集。

2.3 光催化性能分析

圖3(a)反映了HRP和EB/HRP光催化劑對RhB的光降解情況, 黑暗條件下磁力攪拌30 min左右可以達(dá)到吸附–脫附平衡, 約40%的RhB被EB9/HRP吸附, 而純HRP對RhB的吸附量僅為20%, 表明剝離膨潤土具有較高的吸附能力, 能富集污染物。隨著光照時間的延長, RhB的濃度逐漸降低, 該結(jié)果表明, 所制備的HRP和所有EB/HRP復(fù)合材料均表現(xiàn)出可見光響應(yīng)的催化活性。HRP光降解RhB 60 min,其降解率僅達(dá)到80%左右, 而EB/HRP對RhB 降解60 min后, 其降解率均超過90%, 降解率由大到小排序?yàn)? EB9/HRP>EB11/HRP>EB7/HRP>EB5/HRP> EB3/HRP。EB/HRP復(fù)合材料光催化活性的增強(qiáng)可歸功于催化劑的高吸附活性和大的光生載流子遷移率。實(shí)驗(yàn)證明, EB9/HRP的催化性能最好, 即EB的最佳負(fù)載量確定為9%。

圖2 HRP(a,b)和EB9/HRP(c,d)的SEM照片

圖3 HRP和EB/HRP光催化劑對RhB的降解曲線(a)和反應(yīng)動力學(xué)曲線(b); RhB在催化劑EB9/HRP作用下的紫外-可見光譜變化圖(c); HRP和EB9/HRP光催化劑對4-NP的降解曲線(d)

圖3(b)為HRP和EB/HRP光降解RhB的動力學(xué)曲線, 符合一級動力學(xué)模型, 公式如下:

ln(C/0) = ?(2)

其中,為速率常數(shù)。由圖可以得到EB3/HRP、EB5/HRP、EB7/HRP、EB9/HRP和EB11/HRP的速率常數(shù)分別為0.0418、0.0444、0.0478、0.0641和0.0517 min?1, 均大于HRP的速率常數(shù)(0.0303 min?1)。該結(jié)果表明EB/HRP復(fù)合材料在可見光區(qū)域?qū)hB降解能力比HRP的強(qiáng), 其中EB9/HRP展現(xiàn)出最高的光催化活性。

結(jié)合圖3(a, b)可知, 與HRP相比, EB9/HRP復(fù)合材料的吸附容量不是最高的, 但其反應(yīng)速率常數(shù)卻是最大的, 達(dá)到0.0641 min–1, 約為HRP反應(yīng)速率常數(shù)的2倍。從這些數(shù)據(jù)來看, EB/HRP復(fù)合材料的高降解活性主要來自于復(fù)合材料, 具有緊密接觸的界面, 這種界面作用使光生電子–空穴對快速分離并傳遞到催化劑表面, 從而增強(qiáng)其光催化活性。

為了說明在光催化降解過程中RhB實(shí)現(xiàn)了染料的無機(jī)礦化, 實(shí)驗(yàn)測試了催化劑EB9/HRP光降解RhB的紫外-可見吸收全譜。如圖3(c)所示, RhB染料的最大吸收波長在554 nm(max)處, 隨著光照時間的延長, RhB的max發(fā)生了偏移、吸光度減弱且未產(chǎn)生新的吸收峰, 這表明在降解過程中分別發(fā)生了發(fā)色團(tuán)的裂解和N-去乙基化反應(yīng)。除了對染料污染物存在光降解行為外, 催化劑對非染料污染物也存在很強(qiáng)的降解能力, 圖3(d)為催化劑HRP和EB9/HRP降解4-NP的曲線圖, 從圖中可以看出純HRP對4-NP有光降解能力, 而與膨潤土復(fù)合后光降解能力增強(qiáng)。由此可見, 所制備的復(fù)合催化劑不僅對染料污染物分子存在很強(qiáng)的光降解能力, 而且對非染料污染物也具有較強(qiáng)的光降解效果。

2.4 催化劑機(jī)理分析

膨潤土是一種絕緣材料, 不能被可見光激發(fā), 因而本身不具有光催化活性, 催化劑性能的提高源于EB對HRP的活化作用: 首先, 適量EB的添加改進(jìn)了EB9/HRP光催化劑對RhB分子的吸附性能, 增加了復(fù)合催化劑的表面吸附, 為光催化反應(yīng)提供了更多的表面活性中心; 其次, EB的靜電相互作用可以促進(jìn)電子和空穴的分離, 從而抑制電荷復(fù)合。

為了分析光催化性能提高的機(jī)理, 利用電化學(xué)工作站分析了HRP和EB9/HRP的光致曲線和電化學(xué)阻抗譜(EIS)。通過瞬態(tài)光電流測量, 揭示了光生電荷載流子在樣品中的傳輸特性。圖4(a)顯示了純HRP和EB9/HRP的瞬態(tài)光電流變化。純HRP薄膜光電極的感光電流密度約為0.75 μA/cm2。與EB復(fù)合后, HRP的光響應(yīng)得到明顯改善, 光電流密度顯著提高, 復(fù)合材料EB9/HRP的光電流密度達(dá)到1.5 μA/cm2, 是純HRP的2.0倍, 說明負(fù)載EB后催化劑的光生電子與空穴分離效率提高。

分別用HRP和EB9/HRP制備光電極, 并在光照條件下以光電極為工作電極測試其電化學(xué)阻抗, 考察HRP和EB9/HRP催化劑的界面特性, 如電荷轉(zhuǎn)移的電阻大小和光生電子–空穴對的復(fù)合率。圖4(b)給出了HRP和EB9/HRP的EIS能斯特圖譜, 與純HRP相比, EB9/HRP的EIS圖譜表現(xiàn)出更小的圓弧半徑, 表明光生電子–空穴對可以更好地分離, 并在可見光照射下界面電荷轉(zhuǎn)移更快。通常來說, 在EIS圖中存在較小的圓弧半徑, 表明電子轉(zhuǎn)移電阻較小、光生電子–空穴對的有效分離和光電極表面上界面電荷轉(zhuǎn)移更快。以上結(jié)果表明, 以EB為負(fù)載劑, 可以促進(jìn)界面電荷的遷移和抑制光生電荷的復(fù)合, 有利于光催化。

圖4 HRP和EB9/HRP的瞬態(tài)光電流曲線(a)和電化學(xué)阻抗圖(b)

為檢測EB9/HRP樣品在光催化反應(yīng)中的活性成分進(jìn)行了自由基捕獲實(shí)驗(yàn), 實(shí)驗(yàn)中以苯醌(BQ)、叔丁醇(TBA)和三乙醇胺(TEOA)分別為超氧自由基(·O2–)、羥基自由基(·OH)和光生空穴(h+)的捕獲劑。從圖5(a)中可以看出, 加入苯醌后, EB9/HRP對RhB的降解率從98.4%降低到32.7%, 而加入空穴捕獲劑三乙醇胺后, 對RhB的降解率直接降低到6.6%, 說明在降解RhB實(shí)驗(yàn)過程中, h+是最主要的活性物種, 而·O2–也是一種重要的中間活性物種, 加入叔丁醇后降解率也有一定程度下降, 說明·OH也是一種中間活性物種。EB9/HRP光降解RhB的機(jī)理如下:

HRP+(可見光)→e–+h+(3)

e–+O2→·O2–(4)

h++ organic pollutants→degradation products (5)

·O2–+ organic pollutants→degradation products (6)

穩(wěn)定性是評價催化劑的重要指標(biāo)之一, 為確定制備的光催化劑的穩(wěn)定性, 取性能最好的EB9/HRP催化劑進(jìn)行循環(huán)降解實(shí)驗(yàn)。如圖5(b)所示, 循環(huán)五次后, 催化劑對RhB的降解率仍然高達(dá)96.8%, 證明EB9/HRP穩(wěn)定性很好, 是一種有實(shí)用前景的光催化劑。

圖5 (a)不同捕獲劑對EB9/HRP降解RhB的影響和(b)EB9/HRP催化劑的循環(huán)實(shí)驗(yàn)圖

3 結(jié)論

通過簡單水熱法合成了EB/HRP復(fù)合光催化劑。該復(fù)合催化劑結(jié)構(gòu)均勻, 具有更多的活性中心、低的電阻以及更高的電荷轉(zhuǎn)移能力。通過考察EB/HRP復(fù)合光催化劑的吸附富集–定位光降解有機(jī)污染物的能力, 發(fā)現(xiàn)該催化劑在可見光下對有機(jī)污染物的吸附富集能力(吸附率達(dá)40%)和光催化活性(降解速率為0.0641 min–1)遠(yuǎn)高于HRP(吸附率達(dá)20%, 降解速率為0.0418 min–1)。該結(jié)果表明, 將HRP負(fù)載在沒有光響應(yīng)能力的EB上顯著增強(qiáng)了HRP的光催化性能, 為紅磷光催化劑的改性提供了一種新方法, 同時也為黏土作為催化劑載體的研究提供了理論基礎(chǔ)。

[1] WANG F, NG W K H, YU J C,. Red phosphorus: an elemen-tal photocatalyst for hydrogen formation from water., 2012, 111: 409–414.

[2] WANG F, LI C, LI Y,. Hierarchical P/YPO4microsphere for photocatalytic hydrogen production from water under visible light irradiation., 2012, 119–120: 267–272.

[3] YUAN Y P, CAO S W, LIAO Y S,. Red phosphor/g-C3N4heterojunction with enhanced photocatalytic activities for solar fu-els production., 2013, 140–141: 164–168.

[4] SHEN Z, SUN S, WANG W,. A black-red phosphorus het-erostructure for efficient visible-light-driven photocatalysis., 2015, 3(7): 3285–3288.

[5] QI L, DONG K, ZENG T,. Three-dimensional red phosphorus: a promising photocatalyst with excellent adsorption and reduction performance., 2018, 314: 42–51.

[6] REN Z, LI D, XUE Q,. Facile fabrication nano-sized red phosphorus with enhanced photocatalytic activity by hydrothermal and ultrasonic method ., 2020, 340(15): 115–120.

[7] ANSARI S A, ANSARI M S, CHO M H. Metal free earth abun-dant elemental red phosphorus: a new class of visible light photo-catalyst and photoelectrode materials., 2016, 18(5): 3921–3928.

[8] SUN Y, REN Z, LIU Y,. Facile synthesis of ultrathin red phosphorus nanosheets with excellent photocatalytic performances., 2019, 236: 542–546.

[9] SHI Z, DONG X, DANG H. Facile fabrication of novel red phosphorus-- CdS composite photocatalysts for H2evolution under visible light irradiation., 2016, 41(14): 5908–5915.

[10] BAI X, WAN J, JIA J,. Simultaneous photocatalytic removal of Cr(VI) and RhB over 2D MoS2/red phosphorus heterostructure under visible light irradiation., 2018, 222: 187–191.

[11] BAI X, DU Y, HU X,. Synergy removal of Cr(VI) and organic pollutants over RP-MoS2/rGO photocatalyst., 2018, 239: 204–213.

[12] WANG J, ZHANG D, DENG J,. Fabrication of phosphorus nanostructures/TiO2composite photocatalyst with enhancing photodegradation and hydrogen production from water under visi-ble light., 2018, 516: 215–223.

[13] WANG W, LI G, AN T,. Photocatalytic hydrogen evolution and bacterial inactivation utilizing sonochemical-synthesized g-C3N4/red phosphorus hybrid nanosheets as a wide-spectral- re-sponsive photocatalyst: the role of type I band alignment., 2018, 238: 126–135.

[14] FU J, XU Q, LOW J,. Ultrathin 2D/2D WO3/g-C3N4step-scheme H2-production photocatalyst., 2019, 243: 556–565.

[15] CHAN D K L, YU J C, LI Y,. A metal-free composite photo-catalyst of graphene quantum dots deposited on red phosphorus., 2017, 60: 91–97.

[16] ZHU R, CHEN Q, ZHU R,. Sequestration of heavy metal cations on montmorillonite by thermal treatment., 2015, 107: 90–97.

[17] RAMAKRISHNA KONDURU R, VIRARAGHAVAN T. Dye removal using low cost adsorbents., 1997, 36(2/3): 189–196.

[18] EREN E, AFSIN B. An investigation of Cu(II) adsorption by raw and acid-activated bentonite: a combined potentiometric, thermodynamic, XRD, IR, DTA study., 2008, 151(2/3): 682–691.

[19] ?ZCAN A S, ERDEM B, ?ZCAN A. Adsorption of Acid Blue 193 from aqueous solutions onto BTMA-bentonite., 2005, 266(1/2/3): 73–81.

[20] PERNYESZI T M, DéKáNY I. Photocatalytic degradation of hydrocarbons by bentonite and TiO2in aqueous suspensions contain-ing surfactants., 2003, 230(1/2/3): 191–199.

[21] MISHRA A, MEHTA A, KAINTH S,. Effect of different plasmonic metals on photocatalytic degradation of volatile organic compounds (VOCs) by bentonite/M-TiO2nanocomposites under UV/visible light., 2018, 153: 144–153.

[22] MESHRAM S, LIMAYE R, GHODKE S,. Continuous flow photocatalytic reactor using ZnO-bentonite nanocomposite for degradation of phenol., 2011, 172(2/3): 1008–1015.

[23] PATIL S P, BETHI B, SONAWANE G H,. Efficient adsorption and photocatalytic degradation of Rhodamine B dye over Bi2O3-bentonite nanocomposites: a kinetic study., 2016, 34: 356–363.

[24] MA J, HUANG D, ZHANG W,. Nanocomposite of exfoliated bentonite/g-C3N4/Ag3PO4for enhanced visible-light photocatalytic decomposition of Rhodamine B., 2016, 162: 269–276.

[25] QU J G, LI N N, LIU B J,. Preparation of BiVO4/bentonite catalysts and their photocatalytic properties under simulated solar irradiation., 2013, 16(1): 99–105.

[26] ABUKHADRA M R, SHABAN M, SAYED F,. Efficient photocatalytic removal of safarnin-O dye pollutants from water under sunlight using synthetic bentonite/polyaniline@Ni2O3photocatalyst of enhanced properties., 2018, 25(33): 33264–33276.

[27] MA J, LIU Q, ZHU L,. Visible light photocatalytic activity enhancement of Ag3PO4dispersed on exfoliated bentonite for deg-radation of rhodamine B., 2016, 182: 26–32.

[28] HU Z, YUAN L, LIU Z,. An elemental phosphorus photocatalyst with a record high hydrogen evolution efficiency., 2016, 55(33): 9580–9585.

Adsorption-enrichment and Localized-photodegradation of Bentonite-supported Red Phosphorus Composites

ZHU Enquan, MA Yuhua, AINIWA·Munire, SU Zhi

(College of Chemistry and Chemical Engineering, Xinjiang Normal University, Urumqi 830054, China)

The hydrothermally treated red phosphorus (HRP) was dispersed on exfoliated bentonite (EB) supporter to prepare the EB/HRP photocatalyst for improving photocatalytic performance. The as-synthesized samples were characterized by different methods. Rhodamine B was selected as the model pollutant to evaluate the photodegradation property of EB/HRP. Results showed that the photodegradation efficiency of the EB/HRP photocatalyst composite increased with increased EB mass fraction, and decreased after reaching the highest value. When the mass fraction of EB was 9%, the EB9/HRP photocatalyst composite exhibited the maximum adsorption performance and photodegradation activity. Its degradation rate constantwas 0.0641 min?1, which was two times that of HRP. In addition, after five cycles of photodegradation experiments, EB9/HRP still had high photocatalytic activity (96.8%). Therefore, the EB9/HRP catalyst composite had good photocatalytic activity and stability, which can be an efficient and stable photocatalyst for the degradation of pollutants.

red phosphorus; bentonite; adsorption enrichment-localized photodegradation; photocatalyst

1000-324X(2020)07-0803-06

10.15541/jim20190411

O643

A

2019-08-12;

2019-11-07

新疆維吾爾自治區(qū)自然科學(xué)基金(2019D01B36, 2019D01A69); 自治區(qū)“百名青年博士引進(jìn)計劃”天池博士項(xiàng)目(BS2017002); 自治區(qū)高?？蒲杏媱濏?xiàng)目(XJEDU2018Y030); 新疆維吾爾自治區(qū)“天山青年計劃”優(yōu)秀青年科技人才項(xiàng)目(2017Q027); 新疆師范大學(xué)博士科研啟動項(xiàng)目(XJNUBS1907); 新疆師范大學(xué)“十三五”校級重點(diǎn)學(xué)科招標(biāo)課題(17SDK0802); 國家自然科學(xué)基金(21862022)

Natural Science Foundation of Xinjiang Uygur Autonomous Region (2019D01B36, 2019D01A69); Dr. Tianchi of the “Hundred Young Doctors Introduction Program” of the Autonomous Region (BS2017002); Natural Science Youth Project in Universities and Colleges of the Autonomous Region (XJEDU2018Y030); Tianshan Youth Talents Plan Project of Xinjiang (2017Q027), Ph.D. Startup Fund of Xinjiang Normal University (XJNUB1907); “13th Five-Year” Plan for Key Discipline Bidding Project of Xinjiang Normal University (17SDK0802); National Natural Science Foundation of China (21862022)

朱恩權(quán)(1992–), 男, 碩士研究生. E-mail: 1427830223@qq.com

ZHU Enquan (1992–), male, Master candidate. E-mail: 1427830223@qq.com

馬玉花, 講師. E-mail: 15199141253@163.com; 粟智, 教授. E-mail: suzhixj@sina.com

MA Yuhua, lecturer. E-mail: 15199141253@163.com; SU Zhi, professor. E-mail: suzhixj@sina.com