TiO₂ 納米顆粒擔(dān)持光波導(dǎo)的制備及其光催化性能

中圖分類號(hào)：O439文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

Abstract： Photocatalysis has atracted great attention as a new method for wastewater treatment. However， in practical applications， particularly in environments with severe water pollution， the penetration of light into deeper layers is challnging，thereby restricting photocatalytic reactions mainly to the water surface. In addition， dispersed catalyst has the problem of residue and difficulty in separation. In this study， TiO₂ nanoparticles （NPs） adhered quartz and polydimethylsiloxane （PDMS） optical waveguides are proposed to address the aforementioned issues. By employing this approach， light can effectively reach the deep layers of wastewater， activating the TiO₂ NPs on the waveguide surface and facilitating the degradation of pollutants in these deep layers.On the other hand， TiO₂ NPs adhered on the waveguide surface reduce the likelihood of secondary pollution. Experiments have demonstrated that TiO₂ NPs adhered quartz optical waveguide and PDMS optical waveguide can degrade rhodamine B （Rh B） in its aqueous solution with a concentration of 1.04×10^-6g/mL at degradation rates of 78.9% and 88.8% ，respectively，after 10 hours of 365nm （24 UV irradiation. In the testing of heavily poluted water with Rh B carbon ink mixture， the TiO₂ NPs-adhered PDMS waveguide exhibits an averaged degradation rate of 63.1% after 10 hours of irradiation，which is approximately 2.21 times that achieved with a direct TiO₂ NPs-dispersed photocatalytic system. The preparation method of TiO₂ NPs-adhered waveguides is simple and cost-effective， and has wide application prospects in industrial wastewater and environment purification.

Keywords： optical waveguide; adhering; deep wastewater; photocatalytic degradation

引言

光催化技術(shù)作為解決環(huán)境污染的新型方法的代表[1]，目前已經(jīng)在環(huán)境凈化等多個(gè)前沿領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用[2]。 TiO₂ 納米顆粒因其高催化效率、無(wú)毒性、低成本以及耐腐蝕等優(yōu)點(diǎn)，已成為最常見(jiàn)的光催化劑之一[3]。當(dāng)能量大于 3.2eV 的光波輻射到 TiO₂ 上時(shí)，價(jià)帶上的電子被激發(fā)到導(dǎo)帶，并在導(dǎo)帶上形成自由電子 ，同時(shí)在價(jià)帶上形成空穴 （h⁺） 。這些光生電子和空穴在缺陷和懸空鍵的作用下被分離，分別擴(kuò)散到 TiO₂ 表面的不同部位。光生電子可與氧分子反應(yīng)，產(chǎn)生活性氧物種（如超氧自由基），而光生空穴則可與水分子反應(yīng)，生成氫離子和羥基自由基，吸附在 TiO₂ 上的污染物在這些強(qiáng)氧化還原劑的作用下被降解[45]。盡管光催化技術(shù)在解決水污染方面具有諸多優(yōu)點(diǎn)[，但在實(shí)際應(yīng)用中還面臨許多困難。例如，在污染嚴(yán)重的水質(zhì)體系中，水中懸浮粒子對(duì)光波的吸收和散射會(huì)影響光照強(qiáng)度，從而影響光催化過(guò)程。而且， TiO₂ 等納米顆粒難以回收，容易造成二次污染。對(duì)此Bouarioua等采用浸涂法將 TiO₂ 固定在玻璃基板上，以避免光催化降解過(guò)程中 TiO₂ 分散進(jìn)入水體。Zhang等通過(guò)將 O涂層涂敷在石英光纖上，在模擬太陽(yáng)光下用于處理4-硝基苯酚廢水。Katz等[]通過(guò)在 P25TiO₂ 溶膠中添加聚乙二醇，來(lái)提高石英光纖和光催化涂層之間的黏合強(qiáng)度。

本文使用石英光波導(dǎo)和聚二甲基硅氧烷（PDMS）光波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒催化劑，以羅丹明B（RhB）作為模擬污染物，研究其對(duì)RhB水溶液的降解特性。 TiO₂ 納米顆粒擔(dān)持光波導(dǎo)光催化結(jié)構(gòu)如圖1所示，其中CB表示TiO₂ 納米顆粒導(dǎo)帶，VB表示價(jià)帶，UV表示紫外激發(fā)光，激發(fā)光在光波導(dǎo)內(nèi)部傳輸可以避免污

Fig.1Diagramof TiO₂ nanoparticlesadheredopticalwaveguidephotocatalyticsystem染物溶液對(duì)其傳輸?shù)母蓴_。作為催化劑的TiO₂ 納米顆粒被固定在光波導(dǎo)表面，并在接收到波導(dǎo)內(nèi)部的光照之后可對(duì)周圍的污染物溶液進(jìn)行光催化降解[]。該方法制備過(guò)程簡(jiǎn)單，對(duì)污染嚴(yán)重水質(zhì)體系作光催化處理時(shí)具有很大優(yōu)勢(shì)。

1實(shí)驗(yàn)

1.1 材料及試劑

實(shí)驗(yàn)所用的主要材料及試劑如下： TiO₂ 納米顆粒（北京德科島金， 5nm ），環(huán)烯烴聚合體（COP，瑞翁，480R），聚二甲基硅氧烷（PDMS，道康寧，Sylgard-184），甲苯（滬試，質(zhì)量分?jǐn)?shù) 99.7% ），正己烷（Innochem，質(zhì)量分?jǐn)?shù) 99% ），無(wú)水乙醇（Innochem，質(zhì)量分?jǐn)?shù)99.7% ），甲醇（Innochem，質(zhì)量分?jǐn)?shù) 99.5% ），-甲基丙烯酰氧基丙基三甲氧基硅烷（KH-570，TCI，質(zhì)量分?jǐn)?shù) gt;98% ），鹽酸（滬試，質(zhì)量分?jǐn)?shù)37% ）。羅丹明B（RhB，質(zhì)量分?jǐn)?shù) 95% ，Bomei）水溶液作為模擬污染物測(cè)試光催化降解率。

1.2 TiO₂ 納米顆粒擔(dān)持石英波導(dǎo)的制備

1.2.1 石英基板預(yù)處理

本實(shí)驗(yàn)采用 240mm×25mm×2mm 的石英基板作為光波導(dǎo)來(lái)對(duì) TiO₂ 納米顆粒進(jìn)行擔(dān)持。為了將 TiO₂ 納米顆粒牢固地附著于波導(dǎo)上，實(shí)驗(yàn)以COP-480R樹(shù)脂為黏合劑，對(duì)石英基板進(jìn)行涂敷。 COP-480R 是一種環(huán)烯烴非晶態(tài)聚合物，玻璃化轉(zhuǎn)變溫度 T_g=138C^[12] 。石英基板和COP-480R的紫外-可見(jiàn)吸收光譜如圖2所示。實(shí)驗(yàn)中采用光源為 365nm 紫外光。如圖2所示，石英基板在 365nm 處幾乎無(wú)吸收，COP-480R在365nm 處吸收值很低，厚度為 10mm 的COP-480R 在 365nm 處的吸收強(qiáng)度為0.043，適合作為本實(shí)驗(yàn)中 TiO₂ 納米顆粒的擔(dān)持材料。

石英基板屬于無(wú)機(jī)物，而COP-480R屬于有機(jī)物。為了使COP-480R能牢固地涂敷在石英基板上，本實(shí)驗(yàn)通過(guò)硅烷偶聯(lián)劑對(duì)石英基板進(jìn)行表面改性[13]。在實(shí)施改性反應(yīng)前，需要將石英基板浸入丙酮中，超聲清洗 30min ，以除去表面雜質(zhì)。本實(shí)驗(yàn)中所用的硅烷偶聯(lián)劑是 γ -甲基丙烯酰氧基丙基三甲氧基硅烷（ KH-570 。表面改性具體過(guò)程如下。取 100mL 甲醇溶液，分別加人體積分?jǐn)?shù)為 0.3% 的 KH-570 和體積分?jǐn)?shù)為0.3% 的 37% 鹽酸并攪拌均勻。甲醇作為KH-570溶劑，能抑制水解產(chǎn)物硅醇的縮聚[14]；而適量的鹽酸可以提高氫離子的濃度，這有利于氫離子對(duì)硅氧基中氧的親電反應(yīng)，從而促進(jìn)KH-570的水解[15]。將清洗好的石英基板浸入硅烷偶聯(lián)劑溶液中 30min ，取出石英基板待甲醇揮發(fā)后，改性完成。將 COP-480R 甲苯溶液 （0.15g/mL ）均勻涂敷在改性后的石英基板上。待甲苯揮發(fā)完畢后，COP-480R較為均勻地黏接在石英基板上。

1.2.2 TiO₂ 納米顆粒的涂敷

實(shí)驗(yàn)首先制備了 TiO₂ 納米顆粒的水分散液。將 0.5gTiO₂ 納米顆粒加入 100mL 蒸餾水中，以 1000r/min 轉(zhuǎn)速劇烈攪拌 120min 53kHz 超聲處理 50min 。為將分散液均勻涂敷于COP-480R涂層上，實(shí)驗(yàn)中通過(guò) 30min 紫外臭氧機(jī)照射，對(duì)涂層進(jìn)行親水處理。親水處理前、后接觸角如圖3所示。親水處理后，材料表面接觸角從處理前的約 78^° 顯著降低至約 8^° 表明其親水性得到顯著提升。隨后滴加 3mL TiO₂ 水分散液，在確保 TiO₂ 水分散液完全覆蓋COP-480R涂層后，將其放入真空干燥箱中200^°C 烘烤 8min 。隨著溫度的上升，分散液中的水分被蒸干，COP-480R涂層逐漸完成玻璃態(tài)一高彈態(tài)一黏流態(tài)的變化， TiO₂ 納米顆粒隨之嵌入涂層中。待石英基板冷卻后，重復(fù)上述操作，制備另一面。

隨后將制備好的石英波導(dǎo)涂敷COP-480R擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒，并放置在紫外臭氧清洗機(jī)中進(jìn)行深紫外處理 30min ，對(duì)COP-480R涂層進(jìn)行紫外表面蝕刻。在深紫外光的照射下，COP-480R涂層上層部分被分解，部分被完全包覆或包覆過(guò)深的 TiO₂ 納米顆粒從COP-480R涂層中暴露出來(lái)，從而有利于使COP-480R表面更多的 TiO₂ 活性位點(diǎn)暴露。

1.3 TiO₂ 擔(dān)持PDMS波導(dǎo)的制備

PDMS不僅無(wú)毒、透氣，具有良好彈性和高透光性，還兼顧輕質(zhì)、抗腐蝕和抗紫外線的特性[16-17]，是一種優(yōu)質(zhì)的柔性波導(dǎo)材料[18]。PDMS的折射率 n=1.41 ，其光學(xué)吸收特性如圖4所示。 10mm 的PDMS樣品在 365nm 處吸收強(qiáng)度為0.032，相比COP-480R在紫外區(qū)吸收更弱，這一方面使得光波導(dǎo)的光損更小，另一方面也更有利于提升光波導(dǎo)的抗紫外性。在本實(shí)驗(yàn)中使用PDMS作為波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒。

將PDMS預(yù)聚物A與固化劑B以質(zhì)量比10：1 混合，攪拌脫氣后，置于模具中，以 60^°C 水浴加熱 30min ，使其均勻受熱并防止溫度過(guò)高、固化過(guò)快導(dǎo)致內(nèi)部產(chǎn)生氣泡。脫模后，將其切割為 240mm×25mm×1.5mm 的PDMS基底。將0.8g攪拌脫氣后的PDMS前驅(qū)體加入 2.4g 正己烷及 4.8g 無(wú)水乙醇中，攪拌并超聲處理 10min ，使PDMS分散其中；再向其中加入 1.0gTiO₂ 并超聲處理 15min ；將所得混合物分散液置于 0.5mm 口徑的噴槍中，以 2kPa 氣壓、 150mm 的高度，向PDMS基底噴涂15s后，將其放置于加熱臺(tái) 120^°C 加熱 20min ，使其固化。重復(fù)上述操作，噴涂另一面。

1.4光催化降解實(shí)驗(yàn)

光催化降解實(shí)驗(yàn)光路如圖5所示。 365nm （AgiltronUVSpotLight）光源置于平凸透鏡（ ?= 50.8mm ， f=60.0mm ）焦點(diǎn)處準(zhǔn)直光線，準(zhǔn)直光經(jīng)平凸柱面透鏡（ 20mm×30mm ， f=50.0mm ）后，在其焦平面上會(huì)聚為一條線斑，并以入射光功率 P=78.3mW （FieldMate激光功率計(jì)）耦合進(jìn)入放置在焦平面上的波導(dǎo)端面。波導(dǎo)置于盛有

120 mL 1.04×10^-6g/mL 羅丹明B水溶液的量筒中。量筒其余部分用鋁箔緊密包裹，以確保光線僅能通過(guò)光波導(dǎo)進(jìn)入量筒中。每間隔 60min 檢測(cè)量筒中羅丹明B（RhB）水溶液的吸收光譜，以觀察波導(dǎo)對(duì)羅丹明B水溶液的降解情況。

2 結(jié)果與討論

2.1 PDMS與COP-480R耐候性分析

PDMS作為一種硅橡膠，其化學(xué)式為（2 ，通過(guò)硅氧鍵（Si—O）進(jìn)行連接，其鍵能約為 443kJ/mol_? 。COP-480R是一種環(huán)烯烴聚合物，原子結(jié)構(gòu)之間通過(guò)碳碳鍵（C一C）連接，鍵能約為 345.6kJ/mol 。則單個(gè)Si—O鍵斷裂所需的能量可以通過(guò)式（1）計(jì)算

式中： E 為 Si—O鍵的鍵能； N_A 為阿伏伽德羅常數(shù)； E_Si-O 為單個(gè)Si—O鍵斷裂所需的能量，約為 4.59eV 。同理可得單個(gè)C—C鍵斷裂所需的能量 E_C-C 約為 3.58eV 。

式中： λ 為波長(zhǎng)； h 為普朗克常數(shù)； c 為光速。計(jì)算可得波長(zhǎng)小于 270nm 的光會(huì)使PDMS中的Si—O鍵發(fā)生斷裂，同理波長(zhǎng)小于 346nm 的光會(huì)使COP-480R中的C—C鍵斷裂。 TiO₂ 納米顆粒的帶隙為 3.2eV ，對(duì)應(yīng)激發(fā)波長(zhǎng)約為 390nm 因此本實(shí)驗(yàn)選用 365nm （Agiltron UV Spot Light）光源作為激發(fā)光。由上述計(jì)算可知，無(wú)論是PDMS還是COP-480R都具有一定的紫外光穩(wěn)定性。就 365nm 紫外光而言，其光子能量小于COP-480R和PDMS中化學(xué)鍵斷裂所需的能量，比較穩(wěn)定，不會(huì)被 TiO₂ 降解。因此，PDMS光波導(dǎo)和石英涂敷COP-480R擔(dān)持TiO₂ 納米顆粒都具備一定長(zhǎng)期使用性，并且PDMS的耐候性更佳。

2.2 （204 TiO₂ 納米顆粒分散液對(duì)羅丹明B水溶液的 降解

TiO₂ 納米顆粒加入前、后羅丹明B水溶液 ）的紫外-可見(jiàn)吸收光譜如圖6（a）所示，其中 554nm 處的吸收峰來(lái)自羅丹明B。由于 TiO₂ 納米顆粒的加入，混合溶液的吸收譜發(fā)生了顯著的變化。這種變化來(lái)源于兩種不同的機(jī)制：1） 800～400nm 波段吸收的輕微增加來(lái)自于 TiO₂ 納米顆粒的瑞利散射。瑞利散射與入射波長(zhǎng)的關(guān)系如式（3）所示

式中： I 為散射光強(qiáng)度； I₀ 為人射光強(qiáng)度； R 為距離； θ 為散射角； n 為納米顆粒折射率； n_w 為水的折射率； d 為納米顆粒直徑。瑞利散射的強(qiáng)度與入射光波長(zhǎng)的四次方成反比，波長(zhǎng)越短散射越強(qiáng)。這與光譜顯示的結(jié)果一致。2）在光譜中，波長(zhǎng) 400nm 以后的變化來(lái)自瑞利散射與TiO₂ 吸收的共同作用。如上文所述， TiO₂ 納米顆粒的帶隙在 3.2eV 左右，對(duì)波長(zhǎng)小于 390nm 的紫外光有強(qiáng)烈的吸收。混合液經(jīng)波長(zhǎng) 365nm 紫外光照射后的吸收譜如圖6（a）中紅線所示。可以看到屬于RhB的吸收峰已經(jīng)完全消失，這表明 TiO₂ 納米顆粒具有極佳的光催化能力。此時(shí)混合液在紫外波段依然保持著強(qiáng)烈的吸收，這說(shuō)明 TiO₂ 納米顆粒沒(méi)有發(fā)生沉降，依然懸浮于水溶液中。這一結(jié)果也可以從圖6（b）中得到印證：降解后RhB水溶液明顯褪色，但明顯的丁達(dá)爾效應(yīng)意味著大量 TiO₂ 納米顆粒的存在。這些顆粒如果不能有效去除，就有可能造成不必要的二次污染以及催化劑的浪費(fèi)。

2.3石英波導(dǎo)與PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆 粒對(duì)RhB水溶液的降解

RhB染料分子對(duì)可見(jiàn)光的吸收主要來(lái)自分子結(jié)構(gòu)中的 π 電子共振。 π 電子共振越強(qiáng)烈，染料分子的吸收越強(qiáng)，顏色也越深。換言之，一旦分子的共振結(jié)構(gòu)受到破壞，染料分子會(huì)逐漸脫色，在光譜上表現(xiàn)為吸收的降低或者吸收峰的大幅位移。在本實(shí)驗(yàn)中通過(guò)脫色以及吸收光譜來(lái)檢驗(yàn)光波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 對(duì)RhB的降解效果。圖7（a）為石英波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 對(duì)RhB水溶液降解的吸收光譜，圖7（b）為RhB降解率隨時(shí)間變化曲線。可以通過(guò)朗伯比爾定律描述溶液濃度和吸收強(qiáng)度的關(guān)系

A=KbC

式中： A 為吸收強(qiáng)度； K 為摩爾吸光系數(shù)； b 為吸收層厚度； c 為吸光物質(zhì)濃度。在本實(shí)驗(yàn)中，使用 10mm 厚度比色Ⅲ對(duì)RhB水溶液進(jìn)行測(cè)量， K ， b 均為定值，則吸收強(qiáng)度 A 與物質(zhì)濃度C 成正比，RhB的吸收峰值約在 554nm 處。以RhB在 554nm 處的吸收強(qiáng)度變化來(lái)計(jì)算RhB的降解率

式中： D 為RhB的降解率； C₀ 為降解前的溶液； C 為降解后的溶液； A₀ 為降解前的溶液在554nm 的吸收強(qiáng)度； A 為降解后的溶液在 554nm 的吸收強(qiáng)度。從圖7（a）觀察到隨導(dǎo)波時(shí)長(zhǎng)增加，RhB在 554nm 處的吸收強(qiáng)度逐漸降低，且沒(méi)有出現(xiàn)如同虛線表示的 TiO₂ 納米顆粒的瑞利散射，表明 TiO₂ 納米顆粒被牢固地?fù)?dān)持在石英波導(dǎo)上，未分散進(jìn)入水體；如圖7（b）所示，石英波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒經(jīng)導(dǎo)波 10h 后對(duì)RhB的降解率為 78.9% 。如圖7（c）、（d）所示，經(jīng)PDMS波導(dǎo)導(dǎo)波 ^10h 后， TiO₂ 納米顆粒并未從PDMS波導(dǎo)上脫落，對(duì)RhB的降解率為 88.8% 。觀察圖7（b）、（d）發(fā)現(xiàn)，隨著降解率的提升，單位時(shí)間內(nèi)的降解速率變得緩慢，主要是因?yàn)槿芤褐蠷hB分子隨著光催化反應(yīng)的發(fā)生而減少，固定在波導(dǎo)上的 TiO₂ 納米顆粒與RhB分子發(fā)生反應(yīng)的概率降低。

2.4PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒對(duì)重污染水 溶液的降解

為模擬嚴(yán)重污染的水質(zhì)體系，實(shí)驗(yàn)在 120mL 1.04×10^-6g/mL 的RhB水溶液中加人 9μL 碳素墨水，來(lái)研究紫外光穿透深度嚴(yán)重受限的情況下，波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒對(duì)污水的降解特性。

圖8（a）為碳素墨水及RhB-碳素墨水混合水溶液的吸收光譜。可以看到，在這個(gè)濃度配比下碳素墨水在紫外區(qū)域有強(qiáng)烈的吸收，但并不妨礙對(duì)RhB吸收的檢測(cè)。圖8（b）為RhB水溶液和RhB-碳素墨水混合溶液在 365nm 紫外燈照射下的熒光照片。相較于通體熒光的RhB水溶液，RhB-碳素墨水混合溶液僅能在液柱約45mm 以上觀察到明顯熒光，說(shuō)明碳素墨水的存在影響了 365nm 紫外光的向下傳播。

圖9（a）為PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒對(duì)RhB-碳素墨水混合溶液降解前、后圖片，可見(jiàn)降解后相比降解前液柱中紅色明顯褪去且在365nm 紫外光下熒光明顯減弱。為確認(rèn)PDMS波導(dǎo)上 TiO₂ 納米顆粒是否脫落，以同濃度的碳素墨水溶液為基線，對(duì)液面下 20mm 處溶液每間隔 60min 檢測(cè)吸收光譜。如圖9（b）所示，觀察到溶液在 554nm 處的吸收強(qiáng)度隨導(dǎo)波時(shí)間增加而降低，表明溶液中RhB被逐漸降解，與此同時(shí)沒(méi)有觀察到 TiO₂ 納米顆粒的瑞利散射。圖9（c）分別為PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒對(duì)RhB水溶液和RhB-碳素墨水混合溶液的降解率隨時(shí)間變化曲線，觀察到經(jīng) ^10h 后RhB-碳素墨水混合溶液的降解率低于RhB水溶液。主要考慮兩方面原因：碳素顆粒吸附在TiO₂ 納米顆粒上影響了 TiO₂ 納米顆粒吸附RhB分子；波導(dǎo)上的碳素顆粒對(duì)波導(dǎo)表面的倏逝波和 TiO₂ 納米顆粒散射的光波有很強(qiáng)的吸收作用，降低了光催化反應(yīng)的光照強(qiáng)度。取液面下 20mm 和 120mm 處溶液檢測(cè)吸收光譜，如圖9（d）中紅色和藍(lán)色線條所示。經(jīng)計(jì)算， 20mm 處溶液中RhB的降解率為 66.5% ， 120mm 處溶液中RhB的降解率為 53.1% 。將所取溶液倒回原處充分?jǐn)嚢韬髾z測(cè)其吸收光譜，如圖9（d）中綠色線條所示。經(jīng)計(jì)算，PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒導(dǎo)波 10h 后對(duì) 200mm 深RhB-碳素墨水混合溶液中的RhB平均降解率為 63.1% 。

為比較 TiO₂ 納米顆粒分散型和PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒在重污染溶液中的光催化性能，向 120mL RhB-碳素墨水混合溶液中加入0.02gTiO₂ 納米顆粒，使用 365nm 紫外光源直接照射 ^10h 。分別取液面下 20mm 、 120mm 處及充分?jǐn)嚢杌旌虾笕芤簷z測(cè)吸收光譜，結(jié)果如圖10（a）所示。經(jīng)計(jì)算，雖然 20mm 處溶液中RhB的降解率接近 100% ，但 120mm 處溶液吸收光譜與原溶液幾乎重合，表明RhB的降解率幾乎為0。圖10（b）為其經(jīng)紫外光照 ^10h 后液柱顏色，觀察到液柱約 45mm 以上紅色有較為明顯的褪色，與光譜的檢測(cè)結(jié)果一致。攪拌混合后經(jīng)檢測(cè)計(jì)算 TiO₂ 納米顆粒分散型光催化對(duì)200mm 深RhB-碳素墨水混合溶液中RhB的平均降解率僅為 28.5% ，不及PDMS波導(dǎo)擔(dān)持TiO₂ 納米顆粒的一半，從而顯示了PDMS光波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒在重污染溶液中光催化性能的優(yōu)越性。

3結(jié)論

將 TiO₂ 納米顆粒固定在石英波導(dǎo)與PDMS波導(dǎo)上，通過(guò)光波導(dǎo)的導(dǎo)波作用，實(shí)現(xiàn)了對(duì)深水污染物的高效光催化降解。實(shí)驗(yàn)表明，對(duì)于重污染體系，PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 能夠?qū)Ω钐幍腞hB分子進(jìn)行降解，且其降解率相比于直接的TiO₂ 納米顆粒分散體系提高了2倍以上。石英波導(dǎo)與PDMS波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 在光催化反應(yīng)前、后， TiO₂ 沒(méi)有明顯從波導(dǎo)上脫落的現(xiàn)象，從而有利于控制 TiO₂ 納米顆粒的二次污染。光波導(dǎo)擔(dān)持 TiO₂ 納米顆粒具有制備方法簡(jiǎn)單、成本低廉等優(yōu)點(diǎn)，后續(xù)還可以通過(guò)使用復(fù)合光催化劑來(lái)促進(jìn)電子空穴對(duì)的分離，從而提升光子效率；通過(guò)增大光波導(dǎo)的比表面積，使光波導(dǎo)表面具有更多的光催化劑反應(yīng)位點(diǎn)，從而提升光催化效率；除此之外，在降解過(guò)程中對(duì)污染物溶液做模擬流動(dòng)處理，能夠提高污染物分子與波導(dǎo)上光催化劑的接觸概率，提升光催化反應(yīng)效率。光波導(dǎo)擔(dān)持光催化劑在工業(yè)廢水及自然環(huán)境凈化等領(lǐng)域有潛在的應(yīng)用前景。

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（編輯：張磊）