2017, Vol. 37
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2. 中国科学院大学资源与环境学院, 北京 100049
2. College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
光催化技术作为一种新型、绿色的环境污染治理技术, 可以有效地去除水中难降解有机污染物, 在水处理中具有广阔的应用前景(Zhang et al., 2015; Hou et al., 2013).在各种光催化材料中, 贵金属纳米复合材料因具有表面等离子体共振(plasmon)效应, 可以高效地利用可见光而成为了研究的热点(Jiang et al., 2015; Tang et al., 2013; Ha et al., 2014; Cheng et al., 2015).目前, 关注较多的贵金属主要是Ag, 研究者已开发了多种基于Ag纳米粒子的可见光催化剂.例如, Li等(2013)制备出具有核壳结构的Ag@Cu2O, 展现出良好的可见光降解活性.Yang等(2015)利用对羟基苯丙酸辅助仿生法使Ag颗粒沉积在TiO2纳米管上, 该催化剂能够高效降解罗丹明B.Hu等(2010)采用沉淀-沉积法及光还原法将Ag-AgI均匀分散到介孔氧化铝表面, 制备出基于Ag-AgI/Al2O3可见光催化剂, 能够有效地催化去除难降解氯酚类污染物.然而, 基于plasmon诱导辅助机制, Ag-AgI/Al2O3在催化反应的过程中, Ag纳米粒子被可见光激发使光生电子向AgI的导带迁移, 而自身被表面的空穴氧化为Ag+, 导致催化剂的稳定性极差, 且容易造成水体的二次污染.
为了提高银系plasmon催化剂的稳定性, 研究者们做了大量的工作.Hu等(2014)将Cu2O共沉积在Ag-AgBr/Al2O3表面, Cu2O作为适当的电子供体快速传递电子给被激发的Ag纳米粒子.Luo等(2013)和Shi等(2013)分别利用良性导电材料GO和CNTs与Ag/AgX(X=Cl、Br、I)复合, 加速了光催化体系界面电子的传递, 从而提高催化剂的活性和稳定性.因此, 加快界面电子的转移效率, 不仅可以及时提供电子给被激发的Ag纳米粒子, 抑制反应过程中材料的光腐蚀, 而且提高了光催化降解的效率.氮化碳(CN)作为一种高含碳量的无机半导体光催化剂, 具有类石墨的平面共轭π结构, 可以有效地与其他半导体复合, 加速界面电子的传输, 从而提高复合物的光催化性能(Wang et al., 2011; Zhang et al., 2009).
因此, 本文以尿素为前驱体, 通过热聚合的方法使CN与Ag-AgI/Al2O3相互耦合, 成功制备出CN-Ag-AgI/Al2O3. CN的掺杂, 显著增强了复合催化剂的光催化性能.此外, 通过系统地研究, 合理地分析了CN-Ag-AgI/Al2O3对MO降解的反应机制.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 仪器与试剂LSP-X150型氙灯光源(北京卓立汉光仪器有限公司), 功率为150 W; KSL-1200X型高温马弗炉(合肥科晶材料技术有限公司); FE20K型精密酸度计(梅特勒-托利多仪器上海有限公司); JEM-2010型高分辨透射电子显微镜(日本电子株式会社); Axis Ultra型X射线光电子能谱仪(日本岛津公司)；CH1660D电化学工作站(上海辰华仪器有限公司); OPTIMA 8300电感耦合等离子体发射光谱仪(美国珀金埃尔默公司)等.
试剂:实验所用的5-叔丁氧羰基-5-甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(BMPO)购自Sigma Aldrich公司；硝酸银(AgNO3)、碘化钾(KI)、异丙醇铝(Al(OiPr)3)、氨水(25%)、尿素、葡萄糖、甲基橙(MO)、氢氧化钾、硝酸等均为AR级, 购自北京化学试剂公司.
2.2 催化剂的制备以葡萄糖和异丙醇为原料制备γ-Al2O3(Xu et al., 2006).采用沉淀法制备AgI/γ-Al2O3(Hu et al., 2010).通过浸渍-高温煅烧法制备CN/γ-Al2O3, 将尿素(2 g)和γ-Al2O3(0.5 g)加入50 mL的去离子水中, 搅拌蒸干, 然后置于氧化铝坩埚内, 于500 ℃下煅烧3 h, 即可得样品.
CN-Ag/AgI/γ-Al2O3复合光催化剂的制备过程如下:称取0.5 g AgI/γ-Al2O3加入50 mL去离子水中, 超声30 min, 然后将0.05 g十八伯胺醋酸盐(表面活性剂)加入上述悬浮液中, 待溶解后, 逐滴加入一定量的银氨溶液, 在黑暗条件下搅拌30 min后, 加入2 g尿素, 于60 ℃搅拌蒸干.将所得固体残留物置于500 ℃下煅烧3 h, 然后在λ > 400 nm的可见光下光还原4 h, 水洗数次后, 于室温下干燥, 即可获得CN-Ag/AgI/γ-Al2O3. Ag/AgI/γ-Al2O3复合物的制备过程中, 除了不添加尿素外, 其他实验条件均保持不变.
2.3 样品表征本实验采用的表征方法为X射线衍射(XRD)、X射线光电子能谱(XPS)、透射电子显微镜(TEM、HRTEM)、电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES)、紫外可见漫反射光谱(UV-vis DRS)、傅里叶变换红外光谱(FTIR)、电子自选共振(ESR)及光电化学分析.
2.4 可见光催化降解试验通过在不同波长的可见光下催化降解MO来评价所制备催化剂的性能.采用150 W的氙灯作为光源, 装有420、450和510 nm的滤光片, 以确保不同光区间的可见光.实验步骤如下:称取0.06 g催化剂加入到60 mL MO溶液(10 mg·L-1)中, 于黑暗条件下搅拌30 min以达到吸附平衡.然后置于可见光下进行催化降解, 每隔一定时间取适量的溶液, 经0.45 μm的膜过滤后, 利用紫外-可见分光光度计于MO的最大吸收波长处(λ=464 nm)测定其吸光度.同时, 采用ICP-OES测定反应过程中溶液里的Ag+浓度.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 催化剂的表征图 1为不同样品的XRD图谱.可以明显看出, CN/γ-Al2O3在45.7°和67.1°处有两个不同的衍射峰, 分别属于γ-Al2O3的(400) 和(440) 晶面, 且在其它的样品中均出现.CN/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3没有出现CN的衍射峰, 可能是由于样品中CN的含量较低.除了γ-Al2O3的衍射峰, Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3样品中均出现了β-AgI(JCPDS, 09-0374) 和γ-AgI(JCPDS, 09-0399) 的衍射峰, 说明β-AgI和γ-AgI共存于复合材料中.加入CN后, AgI不同晶面的衍射峰强度发生了明显的变化, 表明CN与AgI发生强相互作用, 导致AgI的结构发生改变.复合材料的XRD图谱中没有发现Ag的衍射峰, 可能是因为Ag的含量太小(最大理论负载量仅为1%，质量分数)且高度分散(张俊磊等, 2016).
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| 图 1 CN/γ-Al2O3、Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的XRD图谱 Fig. 1 XRD patterns of CN/γ-Al2O3, Ag/AgI/γ-Al2O3 and CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 |
随后, 本文通过TEM和HRTEM研究了Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的微观形貌和组成(图 2).如图 2a和2b所示, Ag/AgI直接沉积在γ-Al2O3上, 颗粒尺寸不均一(粒径约为10~60 nm)、形状不规则.CN加入后, 其负载在γ-Al2O3上, Ag/AgI纳米颗粒则较均匀地分散在CN上, 且粒径较小(粒径 < 20 nm)、尺寸均一.图 2c和图 2d为HRTEM图.通过精确地测定晶格参数, 并与JCPDS标准卡片对比后, 发现复合材料均具有AgI和Ag的不同晶面, 且晶格条纹相互交错.而CN呈现片层状结构.这一结果表明, 复合催化剂中存在CN、Ag和AgI纳米颗粒, 并且相互结合, 形成了良好的异质结构.
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| 图 2 Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的透射电镜图与高分辨透射电镜图 Fig. 2 TEM and HRTEM images of Ag/AgI/γ-Al2O3 and CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 |
图 3为不同催化剂的高分辨XPS图谱.从图 3a和图 3b可以看出, Ag/AgI/γ-Al2O3中Ag 3d的两个峰位于368.5 eV和374.5 eV, 分别对应于Ag 3d5/2和Ag 3d3/2.CN掺杂后, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3中Ag 3d处的峰均向高结合能移动0.2 eV.而I 3d图谱则没有发生变化, 位于631.0 eV和619.5 eV处的峰分别属于I 3d3/2和I 3d5/2的特征峰, 表明I以-1价的形式存在.图 3c中CN/γ-Al2O3的C 1s的XPS分峰结果, 可以分出3个主峰, 位于284.8 eV处的峰属于sp2杂化的石墨相C原子(C—C, C＝C), 位于286.1 eV处的峰属于含氮芳香环中sp2杂化的C原子(N—CN), 而位于288.4 eV处的峰对应为sp3杂化的C原子(C(—N)3)(Ong et al., 2016).图 3d为表面N元素的高分辨XPS图谱, 其可以分出2个主峰, 所对应的电子结合能为398.6 eV和400.4 eV, 分别归属于C—NC键和N(—C)3键(Zhang et al., 2014).可以明显看出, CN与Ag、AgI耦合后, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3中C 1s和N 1s的XPS图谱均向高结合能的方向移动.从XPS分析结果可以看出, 复合材料中CN、Ag和AgI很好的结合, 并发生了强相互作用, 结果与XRD和HRTEM相一致.
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| 图 3 CN/γ-Al2O3、Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的高分辨XPS谱图 Fig. 3 XPS spectra of CN/γ-Al2O3, Ag/AgI/γ-Al2O3 and CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 |
图 4是不同样品的紫外-可见漫反射光谱图.由图 4可见, 纯γ-Al2O3显示出一个宽的吸收峰, 约位于270 nm处, 这也出现在其他的复合材料中.CN/γ-Al2O3和AgI/γ-Al2O3的吸收边约为450 nm左右, 与之前关于纯CN和AgI的报道是一致的(Hu et al., 2010; Li et al., 2015).表面沉积Ag纳米颗粒后, Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的光吸收能力明显加强, 分别在512 nm和570 nm出现吸收峰, 这主要是因为纳米Ag颗粒的plasmon效应产生的(王冉等, 2014; Zhang et al., 2014), 同时也证明了催化剂中Ag纳米颗粒的存在.CN的掺杂导致Ag纳米颗粒的共振吸收峰增强, 且发生了一定的红移, 说明CN改变了Ag纳米颗粒形貌和粒径大小, 增强了其plasmon效应(Linic et al., 2011).图 4a和b分别为光还原前后CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的图像, 可以看出, 光还原4 h后催化剂由黄色变为了深灰色, 进一步说明了Ag纳米颗粒成功地沉积在其表面.
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| 图 4 不同样品的紫外-可见漫反射光谱图(插图为CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的图片(a.光还原前; b.光还原后)) Fig. 4 UV-Vis diffuse reflectance spectra of different samples (the inset were images of CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 before (a) and after (b) photoreduction) |
图 5为不同样品在可见光下催化降解MO的曲线图.如图 5所示, 在可见光照射下, MO溶液中不含催化剂时几乎无光降解效果, 这说明MO的直接光解可以忽略不计.CN/γ-Al2O3和AgI/γ-Al2O3的光催化活性较低, 而可见光照射30 min后, Ag/AgI/γ-Al2O3对MO的去除效果明显提升, 降解率约95%.CN掺入后, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的活性进一步增加, MO在15 min时几乎降解完全.图 5a的插图为其相应的准一级动力学模拟, 呈现出良好的线性趋势, 并且CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的降解速率约为Ag/AgI/γ-Al2O3的2倍.与Ag/AgI/γ-Al2O3相比较, 当λ > 450和510 nm时, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3催化降解MO的活性均增强, 光反应30 min后, MO的去除率分别为97%和93%.结果说明, 复合材料的活性主要取决于Ag纳米颗粒的plasmon效应, 且CN的掺杂改变了Ag粒子的形貌与粒径, 有利于其plasmon效应的增强, 这与样品对可见光的吸收能力有关.
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| 图 5 不同样品对MO的可见光催化降解 Fig. 5 Photodegradation of MO by different samples under visible light irradiation |
同时, 对CN-Ag/AgI/γ-Al2O3在λ > 420 nm可见光下催化降解MO过程中溶液的TOC进行了测定, 发现经过60、120和180 min的催化降解后, 溶液的TOC去除率分别为28%、38%和44%, 这表明CN-Ag/AgI/γ-Al2O3不仅能对MO进行快速的脱色, 而且可以有效矿化MO, 说明该材料在水体有机污染物净化方面具有潜在的应用价值.
为了进一步了解MO的降解产物, 选取CN-Ag/AgI/γ-Al2O3为催化剂, 将MO降解过程中的反应液过滤、烘干后, 对中间产物进行了FTIR测定, 结果如图 6所示.在MO降解前的谱图中, 1609、1520和1447 cm-1处的吸收峰为芳香环骨架上C＝C键的振动吸收峰, 1450~1400 cm-1的弱吸收峰归属于偶氮双键的振动吸收, 1365 cm-1和1316 cm-1的吸收峰分别由MO中与苯环相连N原子的C—N键和砜基团的不对称伸缩振动产生, 847、817、749和701 cm-1处为苯环C—H面外弯曲振动的吸收峰.随着反应的进行, 这些吸收峰明显减弱或消失, 表明MO中的偶氮双键和苯环等被氧化, 导致其原有结构受到严重的破坏.且光反应后, 位于1800 cm-1到1510 cm-1处出现较强的宽吸收峰, 可知MO氧化过程中生成羧基(—COO)和硝基(—NO2), 而1380和1349 cm-1处的吸收峰分别由—CH3中的C—H键和—COO的对称伸缩振动产生, 1083 cm-1的吸收峰则归属于C—O—C的弯曲振动吸收.由此可知, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3在可见光下能够将MO氧化为含羧基类、硝基类及小分子物质, 显示出良好的可见光催化活性.
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| 图 6 MO降解过程中产物的傅里叶变换红外光谱分析 Fig. 6 FTIR spectra of the intermediates during the degradation of MO |
在实际的光催化应用中, 催化剂的稳定性是一个重要的指标.因此, 本文通过测定光催化反应过程中Ag+的释放(图 7)和反应前后样品XRD(图 8), 对催化剂的稳定性进行评估.如图 7所示, 在整个光催化过程中, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3悬浮液中Ag+的浓度明显低于Ag/AgI/γ-Al2O3, 且光反应20 min后, 其减少至0.5 mg·L-1左右, 仅为Ag/AgI/γ-Al2O3悬浮液中Ag+含量(8.0 mg·L-1)的1/16, 说明了CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的催化稳定性明显增强.同时, 由样品的XRD图谱(图 8)可知, 反应前后CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的所有衍射峰基本一致, 无明显变化, 而反应后Ag/AgI/γ-Al2O3在2θ=38.1°处出现新的衍射峰(Luo et al., 2013), 其归属于Ag(111)(JCPDS, 65-2871).上述结果说明, CN的加入不仅提高了催化剂的活性, 而且抑制了反应过程中光腐蚀现象的发生.
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| 图 7 可见光催化降解MO过程中体系Ag+的浓度变化(λ > 420 nm) Fig. 7 Releasing of Ag+ during the photodegradation of MO under visible light irradiation (λ > 420 nm) |
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| 图 8 光反应前后不同样品的XRD图 Fig. 8 XRD patterns of as-prepared samples before and after photoreaction |
为了进一步探究CN-Ag/AgI/γ-Al2O3可见光催化降解MO的反应机制, 首先对反应过程中的活性物质进行了测定.本文利用三乙醇胺(TEOA)、叔丁醇(TBA)和对苯醌(p-BQ)分别捕获溶液中h+、·OH和O2·-(王晓萌等, 2014; Chen et al., 2014).由图 9可以看出, 叔丁醇加入悬浮液后, MO的降解效果几乎不变, 说明光反应过程中, ·OH并非起到主导作用.当向反应液中加入O2·-淬灭剂后, MO的催化氧化率明显降低, 光照30 min后, 其降解率下降至45%.而加入三乙醇胺后, 完全抑制了MO的催化降解.结果表明, 在CN-Ag/AgI/γ-Al2O3反应体系中, h+和O2·-是主要活性物种.同时, 在可见光光照下, 电子自旋共振波谱(图 10)测定出较强的O2·-信号, 这可能是由于Ag纳米颗粒被可见光激发后, 光生电子转移至AgI的导带并与表面吸附的O2反应生成O2·-(Hu et al., 2010), 但是并未检测到·OH的生成.因此, 进一步证明O2·-在反应过程中起到重要作用.
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| 图 9 不同捕获剂对CN-Ag/AgI/γ-Al2O3可见光催化降解MO的影响(λ > 420 nm) Fig. 9 Degradation kinetics of MO in the CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 suspension under visible light irradiation (λ > 420 nm) with the addition of different radical scavengers |
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| 图 10 可见光照射下, CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的电子自旋共振谱图(λ > 420 nm) Fig. 10 ESR spectra (BMPO, O2·-) of Ag/AgI/γ-Al2O3 and CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 with visible light irradiation (λ > 420 nm) |
为了进一步阐明CN对Ag/AgI/γ-Al2O3的活性和稳定性增强的作用机理, 分别对不同的催化剂进行了光电化学分析.实验选取可见光的波长为510 nm, 此时仅Ag粒子可以被光激发, 而CN和AgI均不吸收可见光.图 11为可见光照射下(λ > 510 nm), 氮气饱和的Na2SO4(0.1 mol·L-1)溶液中不同电极的光电流变化曲线.可以看出, 随着扫描电压的增加, Ag/AgI/γ-Al2O3和CN-Ag/AgI/γ-Al2O3在0.37 V处出现氧化峰, 且强度相近, 这归因于Ag纳米颗粒的plasmon效应而导致的自氧化(Zhou et al., 2010).当MO作为电子给体加入溶液后, Ag纳米颗粒的氧化峰逐渐减小, 说明MO将电子传递给Ag粒子表面的空穴, 从而抑制了其被氧化(Peng et al., 2012).通过比较图 12a和图 12b发现, 当Ag粒子的氧化峰完全消失时, Ag/AgI/γ-Al2O3电极对应溶液中MO的浓度(100 mg·L-1)远高于CN-Ag/AgI/γ-Al2O3(60 mg·L-1).结果表明, CN对CN-Ag/AgI/γ-Al2O3表面电子的传输起到重要作用, 加速了电子从MO传递至材料表面Ag纳米颗粒的过程, 从而抑制了其光腐蚀现象的发生.
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| 图 11 可见光照射下(λ > 510 nm)氮气饱和的Na2SO4(0.1 mol·L-1)溶液中不同电极的光电流变化 Fig. 11 Photocurrents for different photoanodes in N2-saturated 0.1 mol·L-1 Na2SO4 aqueous solutions at wavelengths λ > 510 nm |
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| 图 12 可见光照射下MO的加入对不同电极的光电流变化的影响(N2饱和, 0.1 mol·L-1 Na2SO4) Fig. 12 Effect of MO amount on the photocurrents for the different photoanodes (N2-saturated, 0.1 mol·L-1 Na2SO4) |
根据上述分析结果, 图 13为CN-Ag/AgI/γ-Al2O3光催化反应机理图.在λ > 510 nm的可见光光照下, 光生电子从被激发的Ag纳米颗粒表面转移至AgI的导带, 促进O2·-的形成.同时, 留在Ag纳米颗粒表面的空穴直接氧化MO.CN作为界面传递介质, 加快了电子由MO传递到Ag粒子的速度, 进一步抑制催化剂的光腐蚀.总之, CN加速催化剂界面电子的传输极大地促进了光生电子-空穴的有效分离, 从而显著增强了CN-Ag/AgI/γ-Al2O3在降解过程中的活性和稳定性.
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| 图 13 可见光照射下(λ > 510 nm) CN-Ag/AgI/γ-Al2O3的光催化机理图 Fig. 13 Plasmon-induced photocatalysis mechanism of CN-Ag/AgI/γ-Al2O3 under visible light irradiation (λ > 510 nm) |
1) 本文通过热聚合的方法成功使CN与Ag/AgI/γ-Al2O3发生耦合作用.表征结果表明, CN的掺杂改变了Ag纳米颗粒的形状与粒径, 且Ag、AgI与CN之间形成强相互作用.
2) 复合催化剂光催化氧化MO的活性和稳定性实验结果表明, 在不同波长的可见光照射下, CN的掺杂提高了Ag/AgI/γ-Al2O3对MO的催化降解效率, 同时抑制了其反应过程中Ag+的释放, 显著地增加了催化剂的稳定性.
3) CN作为复合材料的电子导体, 加速了电子由MO传递至Ag纳米颗粒的过程, 是导致其活性和稳定性提高的主要原因.同时, Ag颗粒plasmon效应的增强也有利于MO的催化降解.催化反应体系中的主要活性物种为O2·-和h+.
Chen S F, Hu Y F, Meng S G, et al. 2014. Study on the separation mechanisms of photogenerated electrons and holes for composite photocatalysts g-C3N4-WO3[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 150-15: 564–573.
|
Cheng H F, Qian X F, Yasutaka K, et al. 2015. A plasmonic molybdenum oxide hybrid with reversible tunability for visible-light-enhanced catalytic reactions[J]. Advanced Materials, 27(31): 4616–4621.
DOI:10.1002/adma.v27.31
|
Ha E, Lee L Y S, Wang J C, et al. 2014. Significant enhancement in photocatalytic reduction of water to hydrogen by Au/Cu2ZnSnS4 nanostructure[J]. Advanced Materials, 26(21): 3496–3500.
DOI:10.1002/adma.v26.21
|
Hou W B, Cronin S B. 2013. A review of surface plasmon resonance-enhanced photocatalysis[J]. Advanced Functional Materials, 23(13): 1612–1619.
DOI:10.1002/adfm.v23.13
|
Hu C, Peng T Wi, Hu X X, et al. 2010. Plasmon-induced photodegradation of toxic pollutants with Ag-AgI/Al2O3 under visible-light irradiation[J]. Journal of the American Chemical Society, 132(2): 857–862.
DOI:10.1021/ja907792d
|
Hu X X, Hu C, Peng T W, et al. 2010. Plasmon-induced inactivation of enteric pathogenic microorganisms with Ag-AgI/Al2O3 under visible-light irradiation[J]. Environmental Science & Technology, 44(18): 7058–7062.
|
Hu X X, Zhou X F, Wang R, et al. 2014. Characterization and photostability of Cu2O-Ag-AgBr/Al2O3 for the degradation of toxic pollutants with visible-light irradiation[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 154-155: 44–50.
DOI:10.1016/j.apcatb.2014.02.003
|
Jiang R B, Li B X, Fang C H, et al. 2014. Metal/semiconductor hybrid nanostructures for plasmon-enhanced applications[J]. Advanced Materials, 26(31): 5274–5309.
DOI:10.1002/adma.201400203
|
Li H Y, Gan S Y, Wang H Y, et al. 2015. Intercorrelated superhybrid of AgBr supported on graphitic-C3N4-decorated nitrogen-doped graphene: high engineering photocatalytic activities for water purification and CO2 reduction[J]. Advanced Materials, 27(43): 6906–6913.
DOI:10.1002/adma.201502755
|
Li J T, Cushing S K, Bright J, et al. 2013. Ag@Cu2O core-shell nanoparticles as visible-light plasmonic photocatalysts[J]. ACS Catalysis, 3(1): 47–51.
DOI:10.1021/cs300672f
|
Linic S, Christopher P, Ingram D B. 2011. Plasmonic-metal nanostructures for efficient conversion of solar to chemical energy[J]. Nature Materials, 10(12): 911–921.
DOI:10.1038/nmat3151
|
Luo G Q, Jiang X J, Li M J, et al. 2013. Facile fabrication and enhanced photocatalytic performance of Ag/AgCl/rGO heterostructure photocatalyst[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 5(6): 2161–2168.
|
Ong W J, Putri L K, Tan L L, et al. 2016. Heterostructured AgX/g-C3N4 (X=Cl and Br) nanocomposites via a sonication-assisted deposition-precipitation approach: Emerging role of halide ions in the synergistic photocatalytic reduction of carbon dioxide[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 180: 530–543.
DOI:10.1016/j.apcatb.2015.06.053
|
Peng T W, Hu C, Hu X, et al. 2012. Enhanced photodegradation of toxic pollutants on plasmonic Au-Ag-AgI/Al2O3 under visible irradiation[J]. Catalysis Letters, 142(5): 646–654.
DOI:10.1007/s10562-012-0788-2
|
Shi H X, Chen J Y, Li G Y, et al. 2013. Synthesis and characterization of novel plasmonic Ag/AgX-CNTs (X=Cl, Br, I) nanocomposite photocatalysts and synergetic degradation of organic pollutant under visible light[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 5(15): 6959–6967.
|
Tang Y X, Jiang Z L, Xing G C, et al. 2013. Efficient Ag@AgCl cubic cage photocatalysts profit from ultrafast plasmon-induced electron transfer processes[J]. Advanced Functional Materials, 23(23): 2932–2940.
DOI:10.1002/adfm.v23.23
|
王冉, 周雪峰, 胡学香, 等. 2014. Cu2O-Ag-AgBr/MA可见光催化剂的制备及其降解2-氯苯酚的研究[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3417–3421.
|
王晓萌, 杨绍贵, 孙成, 等. 2014. 复合材料BiOI/BiOCl的制备及可见光催化降解活性艳红X-3B[J]. 环境科学学报, 2014, 34(9): 2226–2232.
|
Wang Y J, Shi R, Lin J, et al. 2011. Enhancement of photocurrent and photocatalytic activity of ZnO hybridized with graphite-like C3N4[J]. Energy & Environmental Science, 4(8): 2922–2929.
|
Xu B J, Xiao T C, Yan Z F, et al. 2006. Synthesis of mesoporous alumina with highly thermal stability using glucose template in aqueous system[J]. Microporous and Mesoporous Materials, 91(1/3): 293–295.
|
Yang D, Sun Y Y, Tong Z W, et al. 2015. Synthesis of Ag/TiO2 nanotube heterojunction with improved visible-light photocatalytic performance inspired by bioadhesion[J]. Journal of Physical Chemistry C, 119(11): 5827–5835.
DOI:10.1021/jp511948p
|
Zhang H, Zong R L, Zhu Y F. 2009. Photocorrosion inhibition and photoactivity enhancement for zinc oxide via hybridization with monolayer polyaniline[J]. Journal of Physical Chemistry C, 113(11): 4605–4611.
DOI:10.1021/jp810748u
|
张俊磊, 张丽莎, 鞠小逖, 等. 2016. Bi2MoO6-Pt异质结的制备及其光催化性能研究[J]. 环境科学学报, 2016, 36(6): 2050–2058.
|
Zhang N, Yang M Q, Liu S Q, et al. 2015. Waltzing with the versatile platform of graphene to synthesize composite photocatalysts[J]. Chemical Reviews, 115(18): 10307–10377.
DOI:10.1021/acs.chemrev.5b00267
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Zhang S W, Li J X, Wang X K, et al. 2014. In situ ion exchange synthesis of strongly coupled Ag@AgCl/g-C3N4 porous nanosheets as plasmonic photocatalyst for highly efficient visible-light photocatalysis[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 6(24): 22116–22125.
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Zhou X F, Hu C, Hu X X, et al. 2010. Plasmon-assisted degradation of toxic pollutants with Ag-AgBr/Al2O3 under visible-light irradiation[J]. Journal of Physical Chemistry C, 114(6): 2746–2750.
DOI:10.1021/jp909697k
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