TiO2光催化凈化城市隧道中NOx的行為及經濟性

潘 華,陳雪松,王 莉,梅 瑜,徐冬梅

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TiO2光催化凈化城市隧道中NO的行為及經濟性

潘 華,陳雪松,王 莉,梅 瑜,徐冬梅*

(浙江樹人大學生物與環境工程學院,浙江 杭州 310015)

考察了TiO2光催化降解模擬城市隧道尾氣中NO的催化行為,并以一個長度為1km和高度為5m的雙向兩車道城市隧道為研究對象,分析了其應用的經濟性.結果表明,煅燒溫度為400℃制備的TiO2-400催化劑的NO吸附性能和光催化性能最佳,NO最大轉化率為30%.不同的氣體組成會顯著影響光催化劑對NO的吸附和光催化性能,其中對于NO競爭性吸附抑制效應的影響為CH4≈CO2>CO,而對于光催化性能的促進效應影響為CO>CH4>CO2.增大紫外光輻照度可提高光催化活性,但降低了催化劑的穩定性. 紫外光輻照度為6.4μW/cm2為合適的光照強度.增加催化劑的用量可顯著增強NO的吸附性能和光降解NO的穩定性. 當催化劑用量為15mg/cm2時,NO吸附容量為0.88mg/g,催化劑的穩定時間可達110min.通過簡要分析該技術的經濟性,表明光催化降解城市隧道NO的成本較低,具有良好的經濟性.

二氧化鈦；光催化；城市隧道；脫硝；經濟性

隨著我國經濟的快速發展,公路運輸行業發展迅速.由于地形和城市地面交通發展空間的限制,公路隧道的建設十分必要.據統計,至2017年底全國公路隧道為16229處、1528.51萬m[1].

公路隧道是一個相對封閉的空間.隧道內機動車排放的污染物易在隧道內富集,對隧道環境和安全產生極大的影響.因此,隧道內污染物的分布特征及其擴散對周圍環境的影響受到國內外學者的廣泛關注[2-9].為減輕隧道內的環境污染,目前主要采取強制機械通風將隧道內的污染物轉移到隧道外的大氣環境中.然而,當城市隧道采用機械通風時,隧道污染物會對隧道附近城市居民的生活環境產生極大的影響,尤其是NO超標嚴重,往往難以滿足《環境空氣質量標準》(GB3095-2012)[10].因此,如何有效的減少城市隧道中NO的排放是當前環保領域的難題.

隧道廢氣與機動車尾氣有著顯著不同:①隧道內溫度遠小于機動車尾氣溫度;②隧道尾氣中O2濃度遠大于機動車尾氣中O2濃度(2~6%);③隧道內氣態污染物濃度((CO)￡10-4;(NO)￡5×10-5;(HC)￡2×10-5)遠小于機動車尾氣.因此,應用于汽油機尾氣處理的三效催化劑(TWC)和柴油機尾氣處理的氨選擇性催化還原法(NH3-SCR)難以應用于城市隧道尾氣NO的處理.同時,受城市隧道及其周邊的空間限制,難以對隧道廢氣進行收集并集中處理.因此,開發一種適合城市隧道環境特征的脫硝技術具有十分重要的意義.

針對城市隧道內氣態污染物的特點,TiO2光催化降解NO是一種極具應用前景的技術.近年來,該技術在發達國家的應用已有相關報道,如在歐洲的城市隧道和街道上鋪設含有TiO2的建筑材料可有效的降解空氣中的NO[11-13].然而,TiO2光催化在我國城市隧道脫硝中的應用未見相關報道,這主要是由于該技術應用的影響因素尚不明確,如機動車尾氣其他組分的影響,紫外光照影響,催化劑的用量等.此外,該技術的應用經濟性亦有待論證.

基于上述問題,本研究在實驗室采用溶膠-凝膠法制備一系列TiO2催化劑,在光催化反應器中,模擬城市隧道氣態污染物的成分,考察了氣體組分,紫外光照強度和催化劑用量等對TiO2光催化降解隧道NO的行為,并簡要分析了該技術應用的經濟性,為我國城市隧道大氣污染物的控制提供借鑒作用.

1 實驗部分

1.1 催化劑的制備

本研究采用溶膠-凝膠法制備TiO2光催化劑,移取5mL鈦酸丁酯到20mL無水乙醇中并攪拌30min,得到溶液A;將3.4mL無水乙醇、3.4mL去離子水和0.68mL硝酸混合并攪拌10min,得到B溶液.在劇烈攪拌下將A溶液緩慢滴加到B溶液中,然后劇烈攪拌5h,并老化3h得到白色透明溶膠,將溶膠放入干燥箱中60℃烘干至淡黃色干凝膠,最后放入電阻爐在不同的煅燒溫度(400℃、450℃、500℃和550℃)下焙燒3h,所得TiO2光催化劑分別用TiO2-400、TiO2-450、TiO2-500、TiO2-550表示.每個催化劑均做了3個平行樣.用于對比的商業P25二氧化鈦(Degussa)用TiO2-P25表示.

1.2 催化劑的活性評價

催化劑活性評價裝置如圖1所示,模擬氣體通過氣體流量計控制進入緩沖瓶中混合后進入光催化反應器(長×寬×高=40cm×30cm×30cm),最后通過NO(NO/NO2)氣體分析儀(西安聚能儀器有限公司)檢測反應前后氣體中NO濃度.依據城市隧道內大氣污染物濃度,本研究模擬氣的組成為(NO)= 5×10-5、(CO)= 3×10-4、(CH4)= 5×10-5、(CO2)= 1×10-2、(O2)= 20%,N2為載氣,氣體流量為500mL/min,GHSV=30000mL/(h·g).當進行NO吸附反應時,關閉紫外燈.當進行NO光催化反應時,開啟紫外燈.TiO2催化劑放置在升降臺上,升降臺的作用是調節光催化反應的光照強度.NO吸附容量通過式(1)和式(2)計算得到,而NO轉化率通過式(3)計算得到,每組實驗均重復三次.

圖1 催化活性評價示意

(1)流量計,(2)氣體緩沖瓶,(3)三通閥,(4)光催化反應器,(5)紫外燈,(6)升降臺,(7)NO分析儀

式中:為催化劑的吸附容量,mg/g;為反應壓力,Pa;0為吸附平衡時NO濃度;為室溫下反應氣體流速,m3/s;為NO的摩爾質量,30g/mol;為熱力學常數,8.314J/(mol.K);0為環境溫度,℃;為吸附曲線積分面積;為催化劑用量,g.

式(1)中吸附曲線積分面積S的計算方法如式(2)所示:

式中:為反應器出來后NO濃度, 10-6;為吸附時間,s.

式中:in,NO為反應器入口NO濃度,10-6;out,NO為反應器出口NO濃度, 10-6;out,NO2為反應器出口NO2濃度, 10-6.

1.3 催化劑的表征

X射線衍射(XRD)以階梯掃描方式在X‘pert PRO/PC多晶衍射儀上采集衍射數據,Cu/Kα為輻射源,功率為40kV×40mA.衍射束置石墨單色器除去Kβ輻射,2θ＝10~90°.

采用美國麥克公司ASAP2020物理吸附儀,在液氮溫度(-196℃)下采用氮氣吸附法來測定樣品孔結構的數據.樣品測定前在200℃下抽真空14h,樣品的比表面積由Brunauer-Emmett-Teller 方法測得.在氮氣相對壓力(P/P0)在0.05~0.35的范圍內,通過式(4)和式(5)得到比表面積.

式中:BET為比表面積;m為單位重量樣品表面氮氣的單分子層飽和吸附量;為氮氣分壓;0為液氮溫度下氮氣的飽和蒸汽壓;為BET方程常數.

2 結果與討論

2.1 煅燒溫度對催化劑晶型的影響

圖2為5種不同煅燒溫度TiO2催化劑的XRD圖.TiO2-400催化劑由銳鈦礦晶型組成,當煅燒溫度增加,TiO2-450、TiO2-500 和TiO2-550催化劑中出現了金紅石晶型,且金紅石的衍射峰的數量和峰強隨著煅燒溫度的增加而增強.通過PFD卡片(PDF#21-1272)得到TiO2-400中銳鈦礦的晶面有(101)、(004)、(200)、(105)、(211)、(204)、(116)、(220)和(215),其中銳鈦礦(101)晶面具有最強的衍射峰.隨著煅燒溫度的升高,催化劑中出現了(110)、(101)、(111)、(210)、(211)、(220)、(310)和(202)等金紅石晶面(PFD卡片為PDF#21-1276),且這些金紅石晶面的衍射峰的數量和峰強隨著煅燒溫度的升高而逐漸增強,其中TiO2-550催化劑中金紅石(110)晶面具有最強的衍射峰,(211)晶面次之.商業TiO2-P25為銳鈦礦和金紅石的混合晶型,銳鈦礦晶面(101和200),金紅石晶面(110和101)為其最強衍射峰.根據催化劑中最強的銳鈦礦晶面(101)和(200)衍射峰,以及金紅石晶面(110)和(211)衍射峰的數據,得到5種不同煅燒溫度的TiO2催化劑相應晶型的晶粒尺寸,以及催化劑中銳鈦礦和金紅石的比例(表1).

圖2 TiO2催化劑的XRD譜

從表1中可見, 隨著煅燒溫度的升高,TiO2催化劑中銳鈦礦和金紅石的晶粒尺寸逐漸增大,而催化劑中銳鈦礦/金紅石的晶型比例逐漸減小.這表明煅燒溫度對于TiO2催化劑的晶型具有顯著的影響,較低煅燒溫度的TiO2催化劑以銳鈦礦晶型為主,反之則以金紅石晶型為主.其中TiO2-400催化劑的晶型為銳鈦礦,TiO2-550則以金紅石為主要晶型.商業TiO2-P25中銳鈦礦/金紅石的晶型比例為79.5/ 20.5.5種TiO2催化劑的比表面積順序為TiO2-P25> TiO2-400>TiO2-450>TiO2-500>TiO2-550,可見本研究制備的4種TiO2催化劑的比表面積小于商業TiO2-P25,但自制的TiO2催化劑的比表面積隨煅燒溫度的升高而降低.

表1 TiO2催化劑的粒徑及晶型比例

2.2 催化劑的篩選

2.2.1 吸附性能 考慮城市隧道的運行費用和能耗,在非交通高峰期,紫外燈不會開啟.因此,有必要研究TiO2在無紫外光照條件吸附NO的性能.在模擬氣下,圖3對比了室溫下和無紫外光照條件下5種TiO2的NO吸附曲線和吸附容量.從圖3(a)中可見,5種催化劑的NO吸附飽和時間為TiO2-400>TiO2- P25>TiO2-450≈TiO2-500>TiO2-550.5種催化劑的NO吸附容量見圖3(b),TiO2-400的NO吸附容量最大(0.26mg/g催化劑),TiO2-550的吸附容量最小(0.13mg/g催化劑).結合XRD結果,這表明銳鈦礦較金紅石具有更強的NO吸附性能,較大的比表面積有助于提高催化劑的吸附性能.

2.2.2 光催化活性 圖4對比了模擬氣、室溫和6.4μW/cm2的紫外光照度條件下,5種TiO2光催化降解NO的性能.5種TiO2催化劑上, NO轉化率隨反應時間的變化趨勢一致, NO轉化率均先增大后減小.在反應初期,因紫外光照,TiO2催化劑上產生越來越多的電子空穴對,從而造成NO去除率的升高.但隨著反應時間的延長,在催化劑表面生成了越來越多的HNO3和硝酸鹽等物質[14],占據了TiO2的活性位點,從而使得TiO2催化劑的光催化活性逐漸降低.5種TiO2的光催化活性順序為TiO2-400>TiO2- 450>TiO2-P25>TiO2-500>TiO2-550,其中TiO2-400具有最高的光催化活性,其NO最大去除效率可達30%,而TiO2-550的光催化活性最低,其NO最大去除率僅為14%.商業TiO2-P25的最大催化效率約為20%.但從催化劑的穩定性上看,較高煅燒溫度制備的催化劑的催化穩定性較好.這表明催化劑煅燒溫度對于TiO2的光催化活性和穩定性有顯著的影響,銳鈦礦的光催化活性高于金紅石,而金紅石的穩定性較銳鈦礦好.這在TiO2光催化降解其他污染物研究中也有類似報道[15-17].當城市隧道中NO的去除率達到20%以上時,通過合理優化通風方案,可滿足隧道周邊敏感點的空氣質量要求.本研究的TiO2- 400具有最長的20%以上光催化效率保持時間(60min).

圖4 TiO2催化劑的光催化活性

綜合NO吸附和光催化性能,TiO2-400具有最大的吸附容量、最強的光催化效率和最長的20%以上光催化效率保持時間.

2.2 反應條件的影響

2.3.1 氣體組分影響 以(NO)= 5×10-5、(O2)= 20%和載氣N2為參比氣氛.通過在參比氣氛中分別添加(CO2)= 1×10-2、(CO)= 3×10-4和(CH4)= 5×10-53種氣體組分,考察不同氣體組分對TiO2-400催化劑的吸附性能和光催化性能的影響.

圖5考察了氣體組分對TiO2-400吸附性能的影響.從圖5(a)中可見,當在參比氣體中添加了CO2、CO和CH4等氣體組分時,均縮短了TiO2-400的NO吸附飽和時間,這是因為CO2、CO和CH4等氣體組分對NO的吸附產生了競爭性吸附,從而降低了TiO2-400對NO的吸附性能.圖5(b)比較了不同氣體組分對TiO2-400的NO吸附容量的影響,得到不同氣體組分對于NO競爭性吸附抑制效應的影響為CH4≈CO2>CO.

在室溫和6.4μW/cm2的紫外光照度條件下,圖6考察了氣體組分對TiO2-400光催化活性的影響.參比氣氛下,NO的最佳降解效率為18%.不同于NO吸附趨勢,當添加CO和CH4時,TiO2光催化降解NO的最佳降解效率分別提高到了25%和22%,因為CO和CH4可作為還原劑還原NO,從而提升了TiO2光催化降解NO的能力[14,18-21].如Mikhaylov等人[22]提出了TiO2(P25)催化劑上CO催化還原NO的機理,見式(6)—(13).Wu等人[23]提出了CH4光催化還原NO的機理:首先NO經氧化成NO2后轉變成亞硝酸鹽,同時CH4在催化劑表面轉變成CH3-.然后TiO2經光照生成電子、空穴和氧缺位.亞硝酸鹽和CH3-分別氧化成硝酸鹽、甲酸和甲醇,隨后生成碳酸鹽和CO2.最后,硝酸鹽和甲酸反應生成Ti–CH=NO(OH), Ti–CH=NO(OH)脫水后變成Ti–NCO,Ti–NCO與過氧化鈦物種反應經N2O最終變成N2.

當添加CO2, NO降解率略提高,達到19%,且在光催化反應器出口檢測到CO產生((CO) 約為2×10-6),因此添加CO2后光催化效率升高的原因可能是部分CO2光催化還原成CO[24-25],其反應步驟是第一步光催化劑吸收光子產生電子和空穴對;第二步是光電子和空穴的空間分離;第三步是CO2吸附;第四步光生電子和空穴遷移到表面后,光生電子將CO2還原成CO.而CO具有還原NO能力.對比3種氣體組分的影響,得到不同氣體組分對于光催化降解NO的促進效應影響為CO >CH4>CO2.

2.3.2 光輻照度影響 圖7考察了模擬氣不同紫外光輻照度下TiO2-400光催化降解NO的影響.可見,雖然增加紫外光輻照度可提高TiO2-400光催化活性,但是降低了催化劑的穩定性.這主要是因為增加光輻照度,在催化劑表面生成了越來越多的HNO3和硝酸鹽等物質[14],占據了TiO2的活性位點,從而降低了催化劑的穩定性.同樣考慮NO轉化率保持在20%以上的時間,我們認為紫外光輻照度為6.4μW/ cm2為較合適的光照強度.

圖6 氣體組成對光催化活性的影響

圖7 紫外光輻照度對光催化活性的影響

2.3.3 催化劑用量對實驗的影響 圖8為模擬氣下不同催化劑用量的吸附曲線和吸附容量對比圖,從圖8(a)中可以看出當增加催化劑用量時,NO吸附飽和時間顯著增加.通過計算得到當催化劑用量為5.10mg/cm2時,NO吸附容量為0.26mg/g催化劑,當催化劑用量增加到15mg/cm2時,NO吸附容量為0.88mg/ g,見圖8(b).

圖9考察了模擬氣下不同催化劑用量下對NO降解率的影響.從圖中可以看出,當催化劑用量從5.10mg/cm2增加到15mg/cm2時, NO最大降解率略有提高.但催化劑活性保持在20%以上的時間顯著增加,從5.10mg/cm2催化劑用量的60min增加到15mg/cm2催化劑用量的110min.由此可見,增加催化劑用量可顯著提高催化劑的吸附容量和穩定性.這是因為增加催化劑用量可提供更多的光催化劑活性位點,從而提高催化劑的穩定性.

圖9 不同催化劑用量對光催化活性的影響

2.4 經濟性分析

根據研究結果,估算了TiO2光催化降解城市隧道NO的經濟性,見表2.當采用光催化處理一個長度為1km和高度為5m的雙向兩車道城市隧道中的NO時,其經濟性應從基建成分和運行成本兩方面分析.

表2 光催化降解城市隧道NOx的經濟性

2.4.1 基建費用 ①催化劑:TiO2負載在隧道兩側墻體自頂部向下2.5m的范圍內,催化劑負載用量取10mg/cm2,則需要催化劑500kg,則催化劑成本為15萬元;②紫外燈:為保證紫外光輻照度,紫外燈管的排列密度為5m/支,則隧道兩側共需紫外燈400支,則紫外燈成本為6萬元.③水洗噴頭:為保證催化劑的活性,需定期通過高壓水洗噴頭沖洗催化劑的表面,使催化劑再生循環利用,共需高壓水洗噴頭1000個,則水洗噴頭成本為10萬元.④控制系統:用于控制紫外燈和水洗噴頭,成本約20萬元.基建費用共計約51萬.

2.4.2 運行費用 ①電費:按照光輻照度為6.4μW/cm2,則需要紫外燈的總功率為320kW.電費價格按0.58元/度計算,每天在車輛高峰期(7:00~ 9:00和16:30~18:30)開啟4h,則全年的電費為4× 320×0.58×365=27.1萬元.②水費:為保證催化劑的活性,需定期通過高壓水洗噴頭沖洗催化劑的表面,使催化劑再生循環利用.若每天沖洗的水量約為20t,水費為4元/t,則全年的水費為20×4×365=2.9萬元.運行費用共計30萬元/a.此外,本研究未考慮基建和運行時的人工成本等.

綜上所述,采用光催化凈化城市隧道NO的成本較低,經濟性較好,且該技術不額外占用隧道內外空間,適合城市隧道污染物的處理.

3 結論

3.1 煅燒溫度對于TiO2的晶型和光催化活性有顯著影響.煅燒溫度為400℃制備的TiO2-400催化劑的晶型為銳鈦礦,其吸附性能和光催化性能最佳,其吸附容量和最大光催化劑效率分別為0.26mg/g催化劑和30%.

3.2 不同的氣體組成會顯著影響光催化劑對NO的吸附和光催化降解性能,對于NO競爭性吸附抑制效應的影響為CH4≈CO2>CO,而對于光催化性能的促進效應影響為CO>CH4>CO2.增大紫外光輻照度可提高光催化活性,但是降低了催化劑的穩定性.增加催化劑的用量可顯著增強NO的吸附性能和光降解NO的穩定性.當催化劑用量為15mg/cm2時,NO吸附容量為0.88mg/g,催化劑的穩定時間可達110min.

3.3 通過分析光催化降解一個長度為1km和高度為5m的雙向兩車道城市隧道中NO的經濟性,表明光催化降解城市隧道NO的成本較低,經濟性較好,其中基建成本和運行成本分別約為51萬元和30萬元/a,適合城市隧道污染物的處理.

[1] 中華人民共和國交通運輸部.2017年交通運輸行業發展統計公報 [R]. 2018. Ministry of Transport of the People's Republic of China. Statistical bulletin on transportation industry development in 2017 [R]. 2018.

[2] 肖益民,盤曉紅,張錦鵬.連續公路隧道空氣污染物竄流影響的模型試驗系統設計 [J]. 中國公路學報, 2015,28(11):90-97. Xiao Y M, Pan X H, Zhang J P. Model test system design of channeling effects of air pollutants in continuous road tunnels [J]. China Journal of Highway and Transport, 2015,28(11):90-97.

[3] 王伯光,呂萬明,周 炎,等.城市隧道汽車尾氣中多環芳烴排放特征的研究 [J]. 中國環境科學, 2007,27(4):482-487. Wang B G, Lǚ W M, Zhou Y, et al. Emission characteristic of PAHs composition in motor vehicles exhaust of city tunnel [J]. China Environmental Science, 2007,27(4):482-487.

[4] 王成輝,閆 琨,韓新宇,等.高原城市昆明公路隧道大氣中PM2.5理化特征分析 [J]. 環境科學, 2017,38(12):4968-4975. Wang C H, Yan K, Han X Y, et al. Physico-chemical characteristic analysis of PM2.5in the highway tunnel in the Plateau City of Kunming [J]. Environmental Science, 2017,38(12):4968-4975.

[5] 位楠楠,劉 衛,肖德濤,等.隧道大氣細顆粒物及其元素的粒徑分布特征 [J]. 環境科學研究, 2011,24(5):475-481. Wei N N, Liu W, Xiao D T, et al. Size distribution characteristics and elemental composition of airborne fine particles inside a tunnel [J]. Research of Environmental Sciences, 2011,24(5):475-481.

[6] Kristensson A, Johansson C, Westerholm R, et al. Real-world traffic emission factors of gases and particles measured in a road tunnel in Stockholm, Sweden [J]. Atmospheric Environment, 2004,38(5):657- 673.

[7] Indrehus O, Vassbotn P. CO and NO2pollution in a long two-way traffic road tunnel: investigation of NO2/NOratio and modelling of NO2concentration [J]. Journal of Environmental Monitoring, 2001, 3(2):221-225.

[8] 竇鴻文,明廷臻,許 杰,等.城市立體交通系統中污染物傳播特性數值模擬[J]. 中國環境科學, 2018,38(1):51-58. Dou H W, Ming T Z, Xu J, et al. Numerical simulation of pollutant propagation characteristics in a three-dimensional urban traffic system [J]. China Environmental Science, 2018,38(1):51-58.

[9] 黃 青,宋 韜,王伯光,等.城市隧道源排放清單建立方法[J]. 中國環境科學, 2018,38(8):2898-2902. Huang Q, Song T, Wang B T, et al. Method to establish the emission inventory for urban tunnel source [J]. China Environmental Science, 2018,38(8):2898-2902.

[10] 中國環境科學研究院.環境空氣質量標準 [M]. 北京:中國環境科學出版社, 2012:71. Chinese Research Academy of Environmental Sciences. Ambient air quality standard [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2012:71.

[11] Guerrini G L. Photocatalytic performances in a city tunnel in Rome: NOmonitoring results [J]. Construction and Building Materials, 2012,27:165-175.

[12] Hunger M, Hüsken G, Brouwers H J H. Photocatalytic degradation of air pollutants—From modeling to large scale application [J]. Cement and Concrete Research, 2010,40(2):313-320.

[13] Maggos T, Plassais A, Bartzis J, et al. Photocatalytic degradation of NOin a pilot street canyon configuration using TiO2-mortar panels [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2008,136:35-44.

[14] Lasek J, Yu Y, Wu J C S. Removal of NOby photocatalytic processes [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology C: Photochemistry Reviews, 2013,14:29-52.

[15] 王元瑞.以TiO2為基質復合氧化物功能材料的合成及應用研究[D]. 吉林大學, 2013. Wang Y R. Synthesis and application of TiO2based composite oxides [D]. Jilin University, 2013.

[16] 劉文芳,周汝利,王燕子.光催化劑TiO2改性的研究進展[J]. 化工進展, 2016,35(8):2446-2454. Liu W F, Zhou R L, Wang Y Z. Research progress on modification of TiO2photocatalyst [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2016,35(8):2446-2454.

[17] 汪成建.TiO2晶型控制及復合光催化劑性能研究 [D]. 天津:天津大學, 2003. Wang C J. Study on crystal form control of TiO2and properties of composite photocatalysts [D]. Tianjin: Tianjin University, 2003.

[18] Roy S, Aarthi T, Hegde M S, et al. Kinetics of photocatalytic reduction of NO by CO with Pd2+-ion-substituted nano-TiO2[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2007,46(17):5798- 5802.

[19] Roy S, Hegde M S, Ravishankar N, et al. Creation of redox adsorption sites by Pd2+ion substitution in nano TiO2for high photocatalytic activity of CO oxidation, NO reduction, and NO decomposition [J]. Journal of Physical Chemistry C, 2007,111(23): 8153-8160.

[20] Bowering N, Croston D, Harrison P G, et al. Silver modified degussa P25 for the photocatalytic removal of nitric oxide [J]. International Journal of Photoenergy, 2007,(2007):1-8.

[21] Bowering N, Walker G S, Harrison P G, Photocatalytic decomposition and reduction reactions of nitric oxide over Degussa P25 [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2006,62(3/4):208-216.

[22] Mikhaylov R V, Lisachenko A A, Shelimov B N, et al. FTIR and TPD analysis of surface species on a TiO2photocatalyst exposed to NO, CO, and NO-CO mixtures: Effect of UV-vis light irradiation [J]. Journal of Physical Chemistry C, 2009,113(47):20381–20387.

[23] Wu Y T, Yu Y H, Nguyen V H, et al. In-situ FTIR spectroscopic study of the mechanism of photocatalytic reduction of NO with methane over Pt/TiO2photocatalysts [J]. Research on Chemical Intermediates, 2015,41:2153–2164.

[24] Manzanares M, Fàbrega C, Ossó J O, et al. Engineering the TiO2, outermost layers using magnesium for carbon dioxide photoreduction [J]. Applied Catalysis B, 2014,150-151(18):57-62.

[25] Choi K M, Kim D, Rungtaweevoranit B, et al. Plasmon-enhanced photocatalytic CO2conversion within metal?organic frameworks under visible light [J]. Journal of America Chemistry Society, 2017,139(1):356–362.

Photocatalytic performance and economy of de-NOin urban tunnel exhaust by TiO2.

PAN Hua, CHEN Xue-song, WANG Li, MEI Yu, XU Dong-mei*

(College of Biology and Environmental Engineering, Zhejiang Shuren University, Hangzhou 310015, China).,2019,39(1)：118~125

Photocatalytic behavior of NO removal on TiO2was carried out in the simulated urban tunnel exhaust. The economy of its application was analyzed for an urban tunnel with length of 1km and height of 5m. TiO2calcined at 400℃ (TiO2-400) showed the best adsorption and photocatalytic performance among the samples. The maximum NOconversion of 30% was obtained on TiO2-400. NOadsorption and photocatalytic performance was significantly influenced by various feeding gases. The inhibition of NOadsorption decreased in the order of CH4≈CO2>CO. The promotion of removal efficiency of NOwas ranked as CO >CH4>CO2. When the light irradiance increased, the photocatalytic activity and stability of catalyst were enhanced and decreased, respectively. Light irradiance of 6.4ugW/cm2is the appropriate illumination intensity for photocatalysis of DeNO. Both NO adsorption capacity and lifetime of catalyst were significantly promoted with the increase of catalyst usage. When catalyst dosage was 15mg/cm2, the adsorption capacity of NO was 0.88mg/g, and the stabilization time of the catalyst was 110min. This technology has characteristics with low cost and good economy.

TiO2；photocatalysis；urban tunnel；DeNO；economy

X511

A

1000-6923(2019)01-0118-08

潘 華(1980-),男,浙江衢州人,副教授,博士,主要從事大氣污染控制技術和環境催化的研究.發表論文40余篇.

2018-06-04

浙江省自然科學基金資助項目(LY19E080023);浙江樹人大學中青年學術團隊項目(XKJ0516205);浙江樹人大學科研啟動基金資助項目(KXJ0517102).

* 責任作者, 教授, dm25xu@163.com