SBA-15分子篩負載苯乙氧基酞菁銅對亞甲基藍的光催化降解

董雨新，陳 偉，單秋杰

（齊齊哈爾大學化學與化學工程學院，黑龍江齊齊哈爾 161006）

隨著社會發展，科技帶給人們便捷，也造成了環境污染，尤其是水體污染。主要的水污染源為有機廢水，其成分復雜、色度高、有機物含量高且毒性大，危害人體健康。因此，尋找一種高效、清潔的催化劑降解有機廢水尤為重要［1-5］。

金屬酞菁因18 個電子的大環結構而具有良好的化學性質，可作為光催化劑降解廢水中的染料及有害物質。但酞菁在水中易聚集，負載后既能分散均勻，避免聚集，又能提高光催化活性，減少催化劑流失［6-9］。SBA-15 分子篩孔徑可調范圍大，孔壁厚且有相互交聯的微孔，水熱穩定性高，在催化、吸附分離以及納米材料等領域應用廣泛，適合作為載體［10-12］。

本實驗用浸漬法［13］制備CuPc/SBA-15 催化劑，在不同條件下對MB 進行光催化降解，測試其穩定性，并對催化劑進行回收，避免酞菁的二次污染。

1 實驗

1.1 試劑和儀器

試劑：亞甲基藍（MB）、SBA-15 分子篩（沈陽海龍科技股份有限公司），H2O2（天津市凱通化學試劑有限公司），正戊醇、無水氯化銅（天津市科密歐化學試劑有限公司），甲醇（CH3OH），三氯甲烷（CHCl3），1,8-二氮雜二環-雙環（5,4,0）-7-十一稀（DBU，上海阿拉丁試劑有限公司），3,6-二苯乙氧基鄰苯二甲腈（自制）。儀器：TU-1901 雙光束紫外-可見分光光度計（北京普析通用儀器有限公司），Spectrum One 傅里葉紅外光譜儀（美國PE 公司），PB-10 酸度計（北京賽多利斯儀器系統有限公司），DHT-2 恒溫加熱磁力攪拌器（山東鄄城華魯電熱儀器有限公司），RE-52 旋轉蒸發儀（上海亞榮生化儀器廠），D8-1570 X 射線衍射儀（德國Bruker-Axs 公司），STA 449 F3 同步熱分析儀（德國NETZSCH 公司），Autosorb 全自動氣體吸附儀（美國康塔儀器公司），光催化反應儀（上海比郎儀器有限公司）。

1.2 CuPc 的合成

將1.841 g（10 mmol）3,6-二苯乙氧基鄰苯二甲腈、15.0 mL 正戊醇、0.263 g（4 mmol）無水氯化銅、1.7 mL DBU 依次加入50 mL 圓底燒瓶，在140 ℃、氮氣保護下回流24 h，冷卻至室溫，倒入15 mL CH3OH 中靜置沉淀，抽濾，用CH3OH 洗滌濾液至無色，真空干燥12 h，得CuPc 粗產品。粗產品用柱層析提純（流動相CHCl3、CH3OH 體積比9∶1），旋蒸后得墨綠色粉末狀固體，產率35.48%。

1.3 CuPc/SBA-15的制備

在50 mL 圓底燒瓶中加入0.100 g CuPc，加入20 mL CHCl3使其溶解，再加入0.400 g SBA-15 分子篩，避光攪拌24 h，抽濾，用CHCl3淋洗濾餅，真空干燥。

1.4 光催化實驗

取精準配制的MB 溶液，加入催化劑使其達到吸附-脫附平衡，放入光催化反應儀，用450 W 氙燈模擬可見光進行光催化降解，每隔20 min 取樣離心，測定上層清液在最大吸收波長（λmax）處的吸光度，計算降解率［14］=（1-At/A0）×100%。式中，A0為反應初始時溶液吸光度；At為反應一定時間后溶液吸光度。

1.5 測試

紅外光譜：采用KBr 壓片法，將CuPc/SBA-15 與KBr 以質量比1∶100 研磨均勻，采用傅里葉紅外光譜儀在4 000～500 cm-1測定。

2 結果與討論

2.1 表征

2.1.1 UV-Vis

由圖1 可以看出，CuPc/SBA-15 的Q 帶吸收峰出現在700～800 nm 處，λmax為744 nm；B 帶吸收峰出現在300～400 nm 處，λmax為366 nm。因此，CuPc/SBA-15具有金屬酞菁的典型吸收峰特征，為預期結構。

圖1 CuPc/SBA-15 的紫外-可見吸收光譜圖

2.1.2 FT-IR

由圖2可知，分子篩在3 429、1 088 cm-1處的特征吸收峰仍然存在，只是由于新生成的峰發生了位移；2 966 cm-1處出現新吸收峰，為—CH3、—CH2—的C—H 伸縮振動吸收峰；1 300～1 600 cm-1處是金屬酞菁骨架中的伸縮振動吸收峰；751 cm-1處是Cu—N 振動吸收峰。表明苯乙氧基CuPc 已經負載到SBA-15分子篩上。

圖2 SBA-15（a）、CuPc/SBA-15（b）的紅外光譜圖

2.1.3 TG/DTG

由圖3 可知，CuPc 在300 ℃前失重率較小，僅為4.3%；300～400 ℃有快速失重峰，失重率達62.6%；在450 ℃左右趨于穩定。CuPc 在300 ℃左右開始失重，說明其環狀結構在300 ℃左右開始被破壞并生成揮發性物質［15］。

圖3 CuPc/SBA-15 的TG/DTG 圖

2.1.4 XRD

由圖4 可以看出，負載前后的催化劑分別在2θ為22.34°、22.82°處出現了六方晶系(110)晶面的特征衍射峰，且無其他雜質峰存在，說明負載沒有破壞載體結構，制備的負載型催化劑也具有高度有序的六角結構；負載后反射峰的強度比負載前弱，半峰寬增大，說明分子篩的有序性降低，同時也證明CuPc 確實嵌入了分子篩孔道中。

圖4 SBA-15（a）、CuPc/SBA-15（b）的XRD 圖

2.1.5 氮氣吸附-脫附

圖5 中等溫線為典型的Ⅳ型吸附等溫線，說明負載對分子篩結構影響不大。在P/P0為0.45～0.70 時，等溫線變化明顯，伴隨H1 型滯后環，表明CuPc/SBA-15具有兩端開放的毛細孔，一般由規則的孔道造成，說明材料孔道規則有序。

圖5 CuPc/SBA-15 的氮氣吸附-脫附等溫線

CuPc 負載到分子篩上后，比表面積和孔體積均減?。ㄒ姳?）［16］。

表1 SBA-15 和CuPc/SBA-15 的結構參數

2.1.6 TEM

由圖6 可知，負載前SBA-15 為六方介孔結構，孔徑大約為9 nm。負載后CuPc/SBA-15 仍為完整排列的六方介孔結構，孔徑大小為4～6 nm，比負載前小，結合其他表征可確定金屬酞菁成功負載；局部出現無序結構，可能是大量金屬酞菁堆積在表面所致。

圖6 SBA-15（a）和CuPc/SBA-15（b）的TEM 圖

2.2 光催化MB 的影響因素

2.2.1 pH

由圖7 可以看出，在100 min，pH 為2、4、6、8、10時，降解率分別為49.14%、79.34%、60.62%、74.25%、64.16%，降解率隨著pH 的增大先升高后降低，pH 為4 時催化效果最好，對MB 的降解率最高。這是因為pH 較低時，溶液中存在大量H+，CuPc/SBA-15 表面發生質子化而帶正電，有利于內部電子向表面轉移，促進對MB 的光催化降解。

圖7 pH 對光催化降解的影響

2.2.2 催化劑用量

由圖8 可以看出，在100 min，CuPc/SBA-15 用量為0、0.3、0.7、1.0、1.2 g/L 時，降解率分別為38.14%、63.62%、68.16%、83.38%、82.34%。

圖8 催化劑用量對光催化降解的影響

催化劑用量較少時，捕獲光源產生的光子較少，光能沒有被充分利用；隨著催化劑用量增加，利用率提高，光催化效果更明顯，1.0 g/L 時催化效率最佳；繼續增加至1.2 g/L，催化劑用量過高發生分子間團聚，引起光散射，導致光催化效果降低。

2.2.3 H2O2體積分數

由圖9 可以看出，在100 min，H2O2體積分數為0%、0.3%、0.7%、1.0%、1.5%時，降解率分別為39.68%、67.32%、70.63%、76.34%、73.18%。加入H2O2后降解率迅速提升；1.0%時降解效果最好，降解率達76.34%；繼續增加至1.5%，降解率反而下降。這是因為隨著H2O2的加入，體系內羥基自由基和單線態氧增多，H2O2作為氧化劑與金屬酞菁發揮協同作用，催化活性迅速提高；但H2O2過量時，羥基自由基與過量H2O2發生猝滅反應，導致羥基自由基減少，降解率下降。

圖9 H2O2體積分數對光催化降解的影響

2.2.4 MB 初始質量濃度

由圖10 可知，隨著MB 初始質量濃度增大，降解率逐漸降低。3 mg/L，120 min 時降解率達87.32%；15 mg/L 時降解率只有62.55%。原因是MB 本身有顏色，高質量濃度的MB 會影響透光率，降低催化劑與光的接觸率，致使降解率降低。

圖10 MB 初始質量濃度對光催化降解的影響

2.3 催化劑的穩定性

由圖11 可知，催化劑重復使用5 次后，降解率仍可達82.19%，催化效果良好，說明該催化劑具有良好的穩定性。

圖11 催化劑重復使用后的降解率

3 結論

（1）采用浸漬法成功制備了CuPc/SBA-15 負載型催化劑。

（2）CuPc/SBA-15 與H2O2在催化MB 溶液中起到協同作用，具有很好的光催化效果。優化條件：pH 4，催化劑用量1.0 g/L，H2O2體積分數1.0%，MB 初始質量濃度3 mg/L。

（3）CuPc/SBA-15 在重復使用5 次后仍能達到82.19%的降解率，說明其穩定性好，重復利用率高。