一种粉末催化材料、含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料的制备及应用

摘要

本发明公开了一种粉末催化材料为SrYLaSb2O9粉末催化材料，采用液相催化相转化法、水热合成法或固相烧结法制备，用于废水中有机污染物的降解催化；以及含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料为SrYLaSb2O9‑酚醛树脂复合多孔纳米催化材料的制备方法，用于废水中有机污染物的降解催化；本发明催化剂具有良好的催化性能；提高了催化剂的比表面积，促进了有机污染物和催化剂的充分接触,进而促进了光源和有机污染物的充分接触，极大地提高了有机污染物的降解效率，并能产生巨大的环境效益和社会效益；本发明使有机污染物的去除率达到99％，并且有机物中总有机碳的去除率达到99％。

权利要求

1.一种粉末催化材料，其特征在于，所述粉末催化材料为SrYLaSb2O9粉末催化材料；

所述粉末催化材料的制备方法为液相催化相转化法，所述液相催化相转化法包括如下步骤：a.按摩尔比1:1:1:2用电子天平分别称取SrCl2·6H2O、Y(NO3)3·6H2O、LaCl3·7H2O、SbCl3放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液；

b.称取NaOH、FeCl2·4H2O用去离子水溶解；

c.用NaOH溶液调节步骤a所述混合溶液的pH值至9.5～10.5，加入FeCl2溶液作为催化剂；

d.调节体系的pH值至9.5～10.5，沸腾回流，然后对其进行离心分离；

e.用去离子水洗涤4～5次，干燥，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料；

或，所述制备方法为水热合成法，所述水热合成法包括如下步骤：a.分别称取摩尔比为1:1:1:2:1的Sr(NO3)2、Y(NO3)·6H2O、La(NO3)3、Sb2O5、柠檬酸，放进研钵中研磨均匀，转移至石英烧杯中，加入去离子水使其溶解，配成透明溶液；

b.在磁力搅拌的条件下，滴加NH4OH溶液到步骤a所述透明溶液中，控制其pH值在9～9.5之间；

c.将步骤b所述透明溶液转移至内衬为聚四氟乙烯的反应釜中，放入烘箱中保温；

d.用冷水冷却步骤c所述经烘箱保存的透明溶液，经过滤、洗涤、干燥、研磨后，在空气气氛中以1℃·min-1于400℃下煅烧2h，冷却后研磨压片，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料；

或，所述制备方法为固相烧结法，所述固相烧结法包括如下步骤：

1)将摩尔比SrO：Y2O3：La2O3：Sb2O5＝2:1:1:2的SrO、Y2O3、La2O3和Sb2O5粉末充分混合；

2)在球磨机中研磨，粉末的粒径达到1.3～2.6微米，烘干，压制成片，放入高温烧结炉中烧制；

3)将炉温升至400±30℃，保温4±1小时后随炉冷却，将粉末压片取出粉碎至粒径为

1.2～2.2微米；

4)将步骤3)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，冷却后将粉末压片取出粉碎至粒径为1.0～1.8微米；

5)将步骤4)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，升温，保温后冷却，取出粉末压片粉碎至粒径为0.10～0.25微米，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料；

所述固相烧结法中，步骤5)中高温烧结炉升温条件为：

a.由20℃升温至400℃，升温时间为45±5min；

b.在400℃保温120±30min；

c.由400℃升温至750℃，升温时间为40±5min；

d.在750℃保温480～600min；

e.由750℃升温至1500℃，升温时间为80±10min；

f.在1500±50℃保温2500±300min；

g.由1500℃升温至2000±50℃，升温时间为60±5min；

h.在2000±50℃保温3000±300min炉冷。

2.一种含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料的制备方法，其特征在于，所述含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料为SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料，所述制备方法包括如下步骤：a.取熔融的苯酚、甲醛、浓氨水，于40℃水浴中预热，于85℃的水浴中加热并不断搅拌，待乳化后，继续加热搅拌至烧瓶内壁出现粘稠的物质时，停止搅拌，制得酚醛树脂混合溶液；

b.称取摩尔比为1:1:1:2的SrCl2·6H2O、Y(NO3)3·6H2O、LaCl3·7H2O、SbCl3，放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液；

c.将步骤b所述混合溶液缓慢匀速滴入步骤a所述酚醛树脂混合溶液中，搅拌反应，至形成粘稠状物质后取出，室温固化，将其放入马弗炉中，于650℃下煅烧，冷却至室温，用蒸馏水洗涤3～5次，放入150℃烘干箱中干燥，研磨，即得SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料。

3.一种粉末催化材料降解废水中的有机污染物的方法，其特征在于，所述粉末催化材料为SrYLaSb2O9粉末催化材料，在密闭不透光的环境下，利用氙灯作为光源，并同时采用磁力搅拌和充氧曝的方式，采用SrYLaSb2O9粉末为催化剂，降解废水中的有机污染物。

4.根据权利要求3所述的一种粉末催化材料降解废水中的有机污染物的方法，其特征在于，所述有机污染物为酸性红G、苯并三唑和甲基橙。

5.一种含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料降解废水中的有机污染物的方法，其特征在于，所述含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料为SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料，在密闭不透光的环境下，利用氙灯作为光源，并同时采用磁力搅拌和充氧曝的方式，采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末为催化剂，降解废水中的有机污染物。

6.根据权利要求5所述的一种含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料降解废水中的有机污染物的方法，其特征在于，所述有机污染物为酸性红G、苯并三唑和甲基橙。

说明书

一种粉末催化材料、含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料的制

备及应用

技术领域

[0001] 本发明涉及两种催化材料的制备及应用，分别是粉末催化材料SrYLaSb2O9和SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料。

背景技术

[0002] 随着社会经济的迅速发展和人口的剧烈膨胀，人类对能源的需求增长较快，而全球性环境问题也日益显著。光催化能够利用丰富的太阳能来降解有机污染物和还原二氧化碳，这对全球环境治理有重要的意义。光催化技术的基本原理是在光的照射下，光催化材料的表面能够受到光能的激发而被活化，此过程会产生光生载流子，其能有效氧化分解废水中的有机污染物、还原大部分有毒有害的重金属离子，甚至还可以将污染物深度降解为清洁无害的水和二氧化碳等，因此是一种实用且应用前景非常广阔的环境治理技术。不过，以二氧化钛为代表的传统异相光催化材料的带隙很宽，只能吸收太阳光中少量的紫外光部分，而且其光生载流子容易发生复合，量子产率较低。为了使光催化技术进一步走向实用化，充分发挥其在环境净化等方面的优势，发展新型高效的可见光光催化材料体系是必然趋势。

[0003] 层状结构化合物具有特殊层状主体的结构，层间距一般在几个纳米之间，处于分子水平，可以认为是纳米级的特殊材料。它作为一种重要的固体纳米功能材料，由于其特有的层状结构和层间化学反应活性使其在离子交换、吸附、传导、分离和催化等诸多领域具有广阔的应用前途。层状结构可见光响应光催化剂包括层状铌酸盐可见光响应光催化剂、层状钽酸盐可见光响应光催化剂和层状锑酸盐可见光响应光催化剂。近年来，一些研究者对具有层状结构的锑酸盐可见光催化剂进行了探索性研究，包括AgSbO3、Bi3SbO7、BiSbO4等，研究发现它们的禁带宽度分别为2.6eV、2.71eV、2.75eV，此外研究学者们还对于它们的导带和价带的杂化轨道进行了研究，结果表明这几种锑酸盐轨道的杂化导致锑酸盐导带和价带的分布更加分散，有利于禁带的窄化和光生电子与空穴的分离，从而锑酸盐具有较高的可见光催化活性。然而目前科学家们对于层状结构的光催化剂的研究多集中在钽酸盐和铌酸盐中，而对于层状锑酸盐可见光响应光催化的研究较少，除此之外，在众多光催化降解有机物的系统中，提高太阳能的利用率和转化率，提高光催化活性仍是一项巨大的挑战。

发明内容

[0004] 有鉴于此，本发明提供了一种粉末催化材料、含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料的制备及应用

[0005] 为了实现上述目的，本发明采用如下技术方案：

[0006] 粉末催化材料为SrYLaSb2O9粉末催化材料，所述制备方法为液相催化相转化法，包括如下步骤：

[0007] a.按摩尔比1:1:1:2用电子天平分别称取SrCl2〃6H2O、Y(NO3)3〃6H2O、LaCl3〃7H2O、SbCl3放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液50mL；

[0008] b.称取NaOH 6.00g，FeCl2〃4H2O4.98g，用去离子水溶解，各得3mol/LNaOH溶液50mL、0.5mol/LFeCl2溶液50mL；

[0009] c.用3.0mol/L的NaOH溶液调节步骤a所述混合溶液的pH值至9.5～10.5，加入1.0mol/L的FeCl2溶液作为催化剂，Fe2+与Fe3+的物质量的比为0.02:1；

[0010] d.调节体系的pH值至9.5～10.5，沸腾回流2h，然后对其进行离心分离；

[0011] e.用去离子水洗涤4～5次，干燥，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0012] 制备方法或为水热合成法，所述水热合成法包括如下步骤：

[0013] a.分别称取摩尔比为1:1:1:2:1的Sr(NO3)2、Y(NO3)〃6H2O、La(NO3)3、Sb2O5、柠檬酸，放进研钵中研磨均匀，转移至石英烧杯中，加入去离子水使其溶解，配成透明溶液；

[0014] b.在磁力搅拌的条件下，滴加质量分数为28％的NH4OH溶液到步骤a所述透明溶液中，控制其pH值在9～9.5之间；

[0015] c.将步骤b所述透明溶液转移至内衬为聚四氟乙烯的体积分数为80％的不锈钢反应釜中，放入150℃烘箱中保温20h；

[0016] d.用冷水冷却步骤c所述经烘箱保存的透明溶液，经过滤、洗涤、干燥、研磨后，在空气气氛中以1℃〃min-1于400℃下煅烧2h，冷却后研磨压片，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0017] 制备方法或为固相烧结法，所述固相烧结法包括如下步骤：

[0018] 1)将摩尔比SrO：Y2O3：La2O3：Sb2O5＝2:1:1:2的SrO、Y2O3、La2O3和Sb2O5粉末充分混合；

[0019] 2)在球磨机中研磨，粉末的粒径达到1.3～2.6微米，烘干，压制成片，放入高温烧结炉中烧制；

[0020] 3)将炉温升至400±30℃，保温4±1小时后随炉冷却，将粉末压片取出粉碎至粒径为1.2～2.2微米；

[0021] 4)将步骤3)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，冷却后将粉末压片取出粉碎至粒径为1.0～1.8微米；

[0022] 5)将步骤4)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，升温，保温后冷却，取出粉末压片粉碎至粒径为0.10～0.25微米，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0023] 进一步，步骤5)中所述高温烧结炉升温条件为：

[0024] a.由20℃升温至400℃，升温时间为45±5min；

[0025] b.在400℃保温120±30min；

[0026] c.由400℃升温至750℃，升温时间为40±5min；

[0027] d.在750℃保温480～600min；

[0028] e.由750℃升温至1500℃，升温时间为80±10min；

[0029] f.在1500±50℃保温2500±300min；

[0030] g.由1500℃升温至2000±50℃，升温时间为60±5min；

[0031] h.在2000±50℃保温3000±300min炉冷。

[0032] 采用上述进一步的有益效果为：

[0033] 含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料为SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料，所述制备方法包括如下步骤：

[0034] a.量取12mL熔融的苯酚、24mL甲醛、6mL浓氨水，于40℃水浴中预热10min，于85℃的水浴中加热并不断搅拌10min，待乳化后，继续加热搅拌20min，烧瓶内壁出现粘稠的物质时，停止搅拌，制得酚醛树脂混合溶液；

[0035] b.称取摩尔比为1:1:1:2的SrCl2〃6H2O、Y(NO3)3〃6H2O、LaCl3〃7H2O、SbCl3，放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液；

[0036] c.将步骤b所述混合溶液缓慢匀速滴入步骤a所述酚醛树脂混合溶液中，搅拌反应30min，至形成粘稠状物质后取出，室温固化48h，将其放入马弗炉中，于650℃下煅烧2h，冷却至室温，用蒸馏水洗涤3～5次，放入150℃烘干箱中，干燥72h，研磨，即得SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料。

[0037] 本发明的有益效果是

[0038] 粉末催化材料为SrYLaSb2O9粉末催化材料，在密闭不透光的环境下，利用氙灯作为光源，并同时采用磁力搅拌和充氧曝气的方式，采用SrYLaSb2O9粉末为催化剂，降解废水中的有机污染物。

[0039] 本发明的有益效果是：与现有技术相比，本发明通过多种制备方法法成功制备了粉末催化材料SrYLaSb2O9，该类催化剂具有良好的催化性能，粉末催化剂与纳米带催化剂提高了催化剂的比表面积，促进了有机污染物和催化剂的充分接触。

[0040] 进一步，有机污染物为酸性红G、苯并三唑和甲基橙。

[0041] 上述进一步的有益效果是：SrYLaSb2O9催化剂对于0.04mmolL-1的酸性红G溶液、苯并三唑溶液和甲基橙溶液进行降解330min以上，其去除率均达到了100％，去除效果是La2O3/Sr2Bi2O5催化剂的7倍以上，去除效果得到很大改善。

[0042] 含酚醛树脂复合多孔纳米催化材料为SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料，在密闭不透光的环境下，利用氙灯作为光源，并同时采用磁力搅拌和充氧曝的方式，采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末为催化剂，降解废水中的有机污染物。

[0043] 本发明的有益效果是：复合材料SrYLaSb2O9-酚醛树脂的结合也提高了催化剂的比表面积，进而促进了有机污染物和拥有大比表面积催化剂的充分接触，进而促进了光源和有机污染物的充分接触，极大地提高了有机污染物的降解效率，并能产生巨大的环境效益和社会效益。

[0044] 进一步，有机污染物为酸性红G、苯并三唑和甲基橙。

[0045] 上述进一步的有益效果是：SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂分别降解0.04mmolL-1的酸性红G溶液、苯并三唑溶液和甲基橙溶液，降解时间330min以上时其去除率均达到了
100％，去除效果是La2O3/Sr2Bi2O5催化剂的7倍以上，去除效果得到很大改善。

附图说明

[0046] 图1为本发明固相烧结法所制备的SrYLaSb2O9粉末催化材料透射电镜图谱。

具体实施方式

[0047] 下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。

[0048] 实施例1

[0049] 液相催化相转化法制备SrYLaSb2O9粉末催化材料：

[0050] a.按摩尔比1:1:1:2用电子天平分别称取SrCl2〃6H2O、Y(NO3)3〃6H2O、LaCl3〃7H2O、SbCl3放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液50mL；

[0051] b.称取NaOH6.00g，FeCl2〃4H2O4.98g，用去离子水溶解，各得3mol/LNaOH溶液50mL、0.5mol/LFeCl2溶液50mL；

[0052] c.用3.0mol/L的NaOH溶液调节步骤a所述混合溶液的pH值至9.5～10.5，加入1.0mol/L的FeCl2溶液作为催化剂，Fe2+与Fe3+的物质量的比为0.02:1；

[0053] d.调节体系的pH值至9.5～10.5，沸腾回流2h，然后对其进行离心分离；

[0054] e.用去离子水洗涤4～5次，干燥，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0055] 实施例2

[0056] 水热合成法制备SrYLaSb2O9粉末催化材料：

[0057] a.分别称取摩尔比为1:1:1:2:1的Sr(NO3)2、Y(NO3)〃6H2O、La(NO3)3、Sb2O5、柠檬酸，放进研钵中研磨均匀，转移至石英烧杯中，加入去离子水使其溶解，配成透明溶液；

[0058] b.在磁力搅拌的条件下，滴加质量分数为28％的NH4OH溶液到步骤a所述透明溶液中，控制其pH值在9～9.5之间；

[0059] c.将步骤b所述透明溶液转移至内衬为聚四氟乙烯的体积分数为80％的不锈钢反应釜中，放入150℃烘箱中保温20h；

[0060] d.用冷水冷却步骤c所述经烘箱保存的透明溶液，经过滤、洗涤、干燥、研磨后，在空气气氛中以1℃〃min-1于400℃下煅烧2h，冷却后研磨压片，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0061] 实施例3

[0062] 固相烧结法制备SrYLaSb2O9粉末催化材料：

[0063] 1)将摩尔比SrO：Y2O3：La2O3：Sb2O5＝2:1:1:2的SrO、Y2O3、La2O3和Sb2O5粉末充分混合；

[0064] 2)在球磨机中研磨，粉末的粒径达到1.3～2.6微米，烘干，压制成片，放入高温烧结炉中烧制；

[0065] 3)将炉温升至400±30℃，保温4±1小时后随炉冷却，将粉末压片取出粉碎至粒径为1.2～2.2微米；

[0066] 4)将步骤3)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，冷却后将粉末压片取出粉碎至粒径为1.0～1.8微米；

[0067] 5)将步骤4)中的粉末压制成片，放入高温烧结炉中烧结，升温，升温条件如下：a.由20℃升温至400℃，升温时间为45±5min；

[0068] b.在400℃保温120±30min；

[0069] c.由400℃升温至750℃，升温时间为40±5min；

[0070] d.在750℃保温480～600min；

[0071] e.由750℃升温至1500℃，升温时间为80±10min；

[0072] f.在1500±50℃保温2500±300min；

[0073] g.由1500℃升温至2000±50℃，升温时间为60±5min；

[0074] h.在2000±50℃保温3000±300min炉冷。

[0075] 保温后冷却，取出粉末压片粉碎至粒径为0.10～0.25微米，制得SrYLaSb2O9粉末催化材料。

[0076] 性能表征

[0077] 对固相烧结法所制备的SrYLaSb2O9粉末催化材料进行性能表征，通过X射线衍射图谱及X射线光电子能谱结果得知SrYLaSb2O9为单相，无任何杂质相。从其透射电镜图谱来看，催化剂的形貌比较规则,其颗粒平均尺寸为162nm。X射线荧光光谱仪测定SrYLaSb2O9的平均原子摩尔百分比为Sr：Y：La：Sb：

[0078] O＝1.00：0.98：0.99：1.99：7.98。用Rietveld软件对SrYLaSb2O9的X射线衍射结果进行结构精修，结构精修因子RP值为RP＝8.13％。SrYLaSb2O9的空间群为P21/C，结构为单斜晶体结构，晶胞参数为 β＝104.768°，α＝γ＝90°。SrYLaSb2O9各衍射峰的晶面指数(hkl)被标定。SrYLaSb2O9催化剂中各个原子的空间原子位置参数被确定。采用紫外可见漫反射光谱仪对SrYLaSb2O9在光的照射下产生的特征吸收边进行测定,获得SrYLaSb2O9的带隙宽度为2.11eV。采用X射线光电子能谱仪测定SrYLaSb2O9的X射线光电子能谱(见表1)，由表1可知Sr、Y、La、Sb、O的化合价分别为+2、+3、+
3、+5、-2。同时获得SrYLaSb2O9的能带结构，导带由Sr的5s轨道、Y的4d轨道、La的5d轨道和Sb的5p轨道构成，价带由O的2p轨道构成。

[0079] 表1.SrYLaSb2O9的X射线光电子能谱内各元素的结合能峰值(eV)

[0080]

[0081] 实施例4

[0082] 制备SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料

[0083] a.量取12mL熔融的苯酚、24mL甲醛、6mL浓氨水，于40℃水浴中预热10min，于85℃的水浴中加热并不断搅拌10min，待乳化后，继续加热搅拌20min，烧瓶内壁出现粘稠的物质时，停止搅拌，制得酚醛树脂混合溶液；

[0084] b.称取摩尔比为1:1:1:2的SrCl2〃6H2O、Y(NO3)3〃6H2O、LaCl3〃7H2O、SbCl3，放进研钵中研磨均匀，直至研磨粒径达3～5微米，将细粉粒转移到石英烧杯中，加入去离子水使药品溶解，制得混合溶液；

[0085] c.将步骤b所述混合溶液缓慢匀速滴入步骤a所述酚醛树脂混合溶液中，搅拌反应30min，至形成粘稠状物质后取出，室温固化48h，将其放入马弗炉中，于650℃下煅烧2h，冷却至室温，用蒸馏水洗涤3～5次，放入150℃烘干箱中，干燥72h，研磨，即得SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合多孔纳米催化材料。

[0086] 实施例5

[0087] 采用SrYLaSb2O9粉末催化剂光催化降解废水中的酸性红G(C18H13N3Na2O8S2)[0088] 将SrYLaSb2O9粉末1.2g，放入500mL酸性红G水溶液中形成悬浮体系，酸性红G水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射酸性红G溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以SrYLaSb2O9粉末为催化剂,在可见光照射下，随着照射时间的延长，酸性红G的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，经305分钟，酸性红G的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达96.79％,CO2的产量为0.3476mmol，酸性红G浓度与时间的一级动-1 -1力学常数Kc为0.00715min ,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00926min 。详尽的数据见表2。

[0089] 表2.以SrYLaSb2O9粉末为催化剂降解酸性红G所获得的相关数据

[0090]

[0091]

[0092] 对比例1

[0093] 采用La2O3/Sr2Bi2O5粉末降解废水中的酸性红G(C18H13N3Na2O8S2)

[0094] 将La2O3/Sr2Bi2O5粉末1.2g，放入500mL酸性红G水溶液中形成悬浮体系，酸性红G水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射酸性红G溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂，在可见光照射下，随着照射时间的延长，酸性红G的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)的浓度也逐渐降低，经305分钟，酸性红G的去除率为12.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达9.13％，CO2的产率为0.0287mmol；经可见光照射550分钟后，酸性红G的去除率为23.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达17.76％，CO2的产率为0.0589mmol，酸性红G浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00048min-1，总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00037min-1。详尽的数据见表3。

[0095] 表3.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解酸性红G所获得的相关数据

[0096]

[0097] 由表2和表3可知，在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下下降解废水中的酸性红G，在可见光照射305分钟时，酸性红G的去除率为12.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达9.13％；在可见光照射550分钟时，酸性红G还未被完全降解，此时，酸性红G的去除率为23.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达17.76％，CO2的产率为0.0589mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9粉末在可见光照射下降解废水中的酸性红G，在可见光照射305分钟时，酸性红G就已经被完全降解，即此时的酸性红G的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达96.79％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为0.3476mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9粉末对酸性红G的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9降解酸性红G的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于酸性红G浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9粉末降解酸性红G的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。

[0098] 综上所述，对于可见光照射下降解去除水体中有机污染物酸性红G，SrYLaSb2O9粉末比La2O3/Sr2Bi2O5粉末光催化性能好、降解速率快、降解效率高。

[0099] 实施例6

[0100] 采用SrYLaSb2O9粉末降解废水中的苯并三唑(C6H5N3)

[0101] 将SrYLaSb2O9粉末1.2g，放入500mL苯并三唑水溶液中形成悬浮体系，苯并三唑水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射苯并三唑溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以SrYLaSb2O9粉末为催化剂,在可见光照射下，随着照射时间的延长，苯并三唑的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，经315分钟，苯并三唑的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达97.42％,CO2的产量为0.1141mmol，苯并三唑浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00694min-1,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00919min-1。详尽的数据见表4。

[0102] 表4.以SrYLaSb2O9粉末为催化剂降解苯并三唑所获得的相关数据

[0103]

[0104] 对比例2

[0105] 采用La2O3/Sr2Bi2O5粉末降解废水中的苯并三唑(C6H5N3)

[0106] 将La2O3/Sr2Bi2O5粉末1.2g，放入500mL苯并三唑水溶液中形成悬浮体系，苯并三唑水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射苯并三唑溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂，在可见光照射下，随着照射时间的延长，苯并三唑的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)的浓度也逐渐降低，经315分钟，苯并三唑的去除率为12.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.63％，CO2的产率为0.0076mmol；经可见光照射560分钟后，苯并三唑的去除率为23.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达19.54％，CO2的产率为0.0203mmol，苯并三唑浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00048min-1，总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00040min-1。详尽的数据见表5。

[0107] 表5.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解苯并三唑所获得的相关数据[0108]

[0109] 由表4和表5可知，在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下降解废水中的苯并三唑，在可见光照射315分钟时，苯并三唑的去除率为12.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.63％；在可见光照射560分钟时，苯并三唑还未被完全降解，此时，苯并三唑的去除率为23.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达19.54％，CO2的产率为0.0203mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9粉末在可见光照射下降解废水中的苯并三唑，在可见光照射315分钟时，苯并三唑就已经被完全降解，即此时的苯并三唑的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达97.42％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为0.1141mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9粉末对苯并三唑的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9降解苯并三唑的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于苯并三唑浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9粉末降解苯并三唑的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。

[0110] 综上所述，对于可见光照射下降解去除水体中有机污染物苯并三唑，SrYLaSb2O9粉末比La2O3/Sr2Bi2O5粉末光催化性能好、降解速率快、降解效率高。

[0111] 实施例7

[0112] 采用SrYLaSb2O9催化材料降解废水中的甲基橙

[0113] 采用SrYLaSb2O9催化材料作为催化剂,选择水中典型难降解的甲基橙作为目标降解物。甲基橙水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，将重量为1.2g的SrYLaSb2O9催化材料粉末放入500mL甲基橙水溶液中形成悬浮体系，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射甲基橙溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，同样采用充氧曝气。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。结果表明以SrYLaSb2O9催化材料作为催化剂在可见光照射下，随着照射时间的延长，甲基橙的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，在可见光照射下，随着照射时间的延长，甲基橙的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，经320分钟，甲基橙的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达96.21％,CO2的产率为0.2686mmol，甲基橙浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00671min-1,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00879min-1。详尽的数据见表6。

[0114] 表6.采用SrYLaSb2O9催化材料为催化剂降解甲基橙所获得的相关数据[0115]

[0116] 对比例3

[0117] 采用La2O3/Sr2Bi2O5粉末降解废水中的甲基橙(C14H14N3SO3Na)

[0118] 将La2O3/Sr2Bi2O5粉末1.2g，放入500mL甲基橙水溶液中形成悬浮体系，甲基橙水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射甲基橙溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂,在可见光照射下，随着照射时间的延长，甲基橙的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，经320分钟，甲基橙的去除率为13.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.50％,CO2的产量为0.0209mmol；经560分钟，甲基橙的去除率为23.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达16.91％,CO2的产量为0.0431mmol，甲基橙浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00048min-1,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.00032min-1。详尽的数据见表7。

[0119] 表7.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解甲基橙所获得的相关数据

[0120]

[0121] 由表6和表7可知，在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下降解废水中的甲基橙，经320分钟，甲基橙的去除率为13.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.50％；在可见光照射560分钟时，甲基橙还未被完全降解，此时，甲基橙的去除率为23.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达16.91％,CO2的产量为0.0431mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9粉末在可见光照射下降解废水中的甲基橙，在可见光照射分钟时，甲基橙就已经被完全降解，即此时的甲基橙的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达96.21％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为0.2686mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9粉末对甲基橙的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9降解甲基橙的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于甲基橙浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9粉末降解甲基橙的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。

[0122] 综上所述，对于可见光照射下降解去除水体中有机污染物甲基橙，SrYLaSb2O9粉末比La2O3/Sr2Bi2O5粉末光催化性能好、降解速率快、降解效率高。

[0123] 实施例8

[0124] 采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂光催化降解废水中的酸性红

[0125] G(C18H13N3Na2O8S2)

[0126] 将SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末1.2g，放入500mL酸性红G水溶液中形成悬浮体系，酸性红G水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射酸性红G溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末为催化剂，在可见光照射下，随着照射时间的延长，酸性红G的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)的浓度也逐渐降低，经345分钟，酸性红G的去除率为100％，；经可见光照射305分钟后，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％，CO2的产率为0.3592mmol，酸性红G-1浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00890min ，总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为
0.01124min-1。详尽的数据见表8。

[0127] 表8.以SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末为催化剂降解酸性红G所获得的相关数据

[0128]

[0129] 对比例4

[0130] 在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下下降解废水中的酸性红G，在可见光照射305分钟时，酸性红G的去除率为12.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达9.13％；在可见光照射550分钟时，酸性红G还未被完全降解，此时，酸性红G的去除率为23.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达17.76％，CO2的产率为0.0589mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末在可见光照射下降解废水中的酸性红G，在可见光照射305分钟时，酸性红G就已经被完全降解，即此时的酸性红G的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为0.3592mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末对酸性红G的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂降解酸性红G的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于酸性红G浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末降解酸性红G的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。详尽的数据见表9。

[0131] 表9.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解酸性红G所获得的相关数据

[0132]

[0133] 实施例9

[0134] 采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂降解废水中的苯并三唑(C6H5N3)[0135] 将SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末1.2g，放入500mL苯并三唑水溶液中形成悬浮体系，苯并三唑水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射苯并三唑溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，用磁力搅拌器和充氧曝气的方式维持催化剂粉末呈悬浮状态。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。以SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末为催化剂,在可见光照射下，随着照射时间的延长，苯并三唑的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，经315分钟，苯并三唑的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％,CO2的产量为0.1193mmol，苯并三唑浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00869min-1,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.01001min-1。详尽的数据见表10。

[0136] 表10.以SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末为催化剂降解苯并三唑所获得的相关数据

[0137]

[0138] 对比例5

[0139] 在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下降解废水中的苯并三唑，在可见光照射315分钟时，苯并三唑的去除率为12.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.63％；在可见光照射560分钟时，苯并三唑还未被完全降解，此时，苯并三唑的去除率为23.25％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达19.54％，CO2的产率为0.0203mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末在可见光照射下降解废水中的苯并三唑，在可见光照射315分钟时，苯并三唑就已经被完全降解，即此时的苯并三唑的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为0.1193mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末对苯并三唑的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂降解苯并三唑的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于苯并三唑浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末降解苯并三唑的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。详尽的数据见表11。

[0140] 表11.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解苯并三唑所获得的相关数据[0141]

[0142] 实施例10

[0143] 采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂降解废水中的甲基橙(C14H14N3SO3Na)[0144] 采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂材料作为催化剂,选择水中典型难降解的甲基橙作为目标降解物。甲基橙水溶液的初始浓度为0.04mmolL-1，将重量为1.2g的SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂粉末放入500mL甲基橙水溶液中形成悬浮体系，初始pH值为7。选取500W的氙灯照射甲基橙溶液，配上截止滤光片(λ>420nm)。入射光光照强度为4.76×10-6EinsteinL-1s-1。实验过程中，同样采用充氧曝气。整个光照反应在密闭不透光的环境下进行。结果表明以SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合材料作为催化剂在可见光照射下，随着照射时间的延长，甲基橙的浓度逐渐降低，总有机碳(TOC)浓度也逐渐降低，在可见光照射经275分钟后，甲基橙蓝的去除率达到100％；在可见光照射经320分钟后，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％，CO2的产量为0.2791mmol，甲基橙浓度与时间的一级动力学常数Kc为0.00805min-1,总有机碳与时间的一级动力学常数KTOC为0.01008min-1。详尽的数据见表12。

[0145] 表12采用SrYLaSb2O9-酚醛树脂复合催化剂降解甲基橙所获得的相关数据[0146]

[0147] 对比例6

[0148] 在初始实验条件一致前提下，利用La2O3/Sr2Bi2O5粉末在可见光照射下降解废水中的甲基橙，经320分钟，甲基橙的去除率为13.00％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达8.50％；在可见光照射560分钟时，甲基橙还未被完全降解，此时，甲基橙的去除率为
23.75％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达16.91％,CO2的产量为0.0431mmol。而在相同的初始实验条件下，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末在可见光照射下降解废水中的甲基橙，在可见光照射分钟时，甲基橙就已经被完全降解，即此时的甲基橙的去除率为100％，总有机碳TOC的去除率(矿化率)达100％，且CO2的产率比使用La2O3/Sr2Bi2O5粉末时高，为
0.2791mmol，明显可以看出SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末对甲基橙的降解速率比La2O3/Sr2Bi2O5粉末快得多；同时，经历相同时间的可见光照射后，利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂降解甲基橙的效率要远远高于La2O3/Sr2Bi2O5。关于甲基橙浓度与时间的一级动力学常数，以及总有机碳与时间的一级动力学常数，SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末均比La2O3/Sr2Bi2O5粉末高得多，说明利用SrYLaSb2O9-酚醛树脂粉末降解甲基橙的降解速率要大大快于La2O3/Sr2Bi2O5粉末。详尽的数据见表13。

[0149] 表13.以La2O3/Sr2Bi2O5粉末为催化剂降解甲基橙所获得的相关数据

[0150]