基于半導(dǎo)體材料的光催化降解全氟辛酸研究進(jìn)展

徐 斌，李菊穎，劉劍輝，付 超，張栩涵，何 斐①

(1.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京 210042；2.河海大學(xué)水文水資源學(xué)院，江蘇 南京 210098)

《中共中央關(guān)于制定國(guó)民經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展第十四個(gè)五年規(guī)劃和二○三五年遠(yuǎn)景目標(biāo)的建議》明確要求“重視新污染物治理”。以全氟化合物為代表的新污染物給生態(tài)環(huán)境、人體健康帶來(lái)的危害逐漸凸顯。因此，加強(qiáng)新污染物治理研究將成為“十四五”期間生態(tài)環(huán)境保護(hù)的重要任務(wù)。

全氟辛酸(perfluorooctanoic acid，PFOA)是最具代表性的全氟化合物，具有生物毒性、環(huán)境持久性和生物累積性等特征，已被《斯德哥爾摩公約》列為持久性有機(jī)污染物(POPs)，在全球范圍內(nèi)進(jìn)行管控。PFOA分子結(jié)構(gòu)中有高鍵能的C—F鍵、疏水性的全氟化烷基主鏈和親水性的羧酸根等官能團(tuán)[1]，化學(xué)穩(wěn)定性和熱穩(wěn)定性?xún)?yōu)異，被廣泛應(yīng)用于消防、石化和電鍍等行業(yè)，并隨著生產(chǎn)、消費(fèi)過(guò)程進(jìn)入環(huán)境，是我國(guó)水體中檢出水平最高、分布最廣的全氟化合物[2]。根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道，渤海灣區(qū)域多個(gè)點(diǎn)位均檢出高濃度PFOA，尤其在潮白河、永定河等河流入?？跈z出高達(dá)95.3 ng·L-1的PFOA[3]；長(zhǎng)江表層水體中PFOA檢出率達(dá)到100%[4]；PFOA是珠江干流最主要的全氟化合物，質(zhì)量濃度達(dá)到0.71～8.7 ng·L-1[5]；漢江武漢段水體PFOA最大檢出質(zhì)量濃度高達(dá)256 ng·L-1[6]；我國(guó)一般人群血清中PFOA質(zhì)量濃度均值達(dá)到3.64 ng·mL-1[7]。

我國(guó)對(duì)于PFOA的調(diào)查研究起步較晚，采用的傳統(tǒng)水處理工藝對(duì)其去除效果較差，因此對(duì)PFOA降解技術(shù)進(jìn)行進(jìn)一步深入研究具有重要現(xiàn)實(shí)意義和應(yīng)用前景。該文綜述了近年來(lái)國(guó)內(nèi)外PFOA處理技術(shù)，總結(jié)了異相光催化氧化降解PFOA機(jī)制，著重介紹了常見(jiàn)半導(dǎo)體光催化材料及其改性增效手段，以期為光催化降解PFOA技術(shù)發(fā)展提供參考借鑒。

1 PFOA處理技術(shù)

目前，PFOA有效處理方法主要包括吸附法、微生物法、電化學(xué)法和光催化法等[8-13]。吸附法主要利用多孔材料從廢水中吸附去除PFOA，但其處理機(jī)制僅是將PFOA從水相轉(zhuǎn)移到固相，并不能使其降解、礦化，為避免二次污染，還必須進(jìn)行后續(xù)的焚燒等措施以處理已經(jīng)吸附飽和的吸附劑[8,14]。微生物法降解PFOA反應(yīng)周期較長(zhǎng)，反應(yīng)過(guò)程不可控，對(duì)PFOA降解能力較弱，目前尚未發(fā)現(xiàn)相應(yīng)特效菌種，并且降解反應(yīng)過(guò)程中可能產(chǎn)生次生生物有機(jī)質(zhì)污染。電化學(xué)法需要投入大量催化活性物質(zhì)，例如過(guò)硫酸鹽等，容易造成二次污染，并且電能利用率低，耗能較大[9]。直接光催化法具有綠色、不產(chǎn)生二次污染、易于操作的優(yōu)點(diǎn)，但是降解PFOA效率較低，脫氟效率不高。異相光催化法以半導(dǎo)體材料為催化劑，將光能轉(zhuǎn)變?yōu)榛瘜W(xué)能從而降解水體中污染物，具有綠色環(huán)保、高效徹底和易于推廣等優(yōu)點(diǎn)，已經(jīng)被證明可有效降解PFOA。

2 異相光催化氧化降解PFOA的機(jī)制

異相光催化技術(shù)的關(guān)鍵是構(gòu)筑能夠高效利用光能的半導(dǎo)體催化劑材料。半導(dǎo)體材料因其特殊的能帶結(jié)構(gòu)，具有一定光催化活性，常被用作光催化劑。半導(dǎo)體材料能帶結(jié)構(gòu)通常由一個(gè)充滿(mǎn)電子的低能價(jià)帶(valence band)和一個(gè)空的高能導(dǎo)帶(conduction band)構(gòu)成，價(jià)帶和導(dǎo)帶之間由禁帶分開(kāi)，該區(qū)域大小被稱(chēng)為禁帶寬度，其能差為帶隙能。半導(dǎo)體材料的帶隙能一般為0.2～3.0 eV。當(dāng)用能量等于或大于帶隙能的光照射催化劑時(shí)，價(jià)帶上的電子被激發(fā)，越過(guò)禁帶進(jìn)入導(dǎo)帶，同時(shí)在價(jià)帶上產(chǎn)生相應(yīng)的空穴，即生成電子-空穴對(duì)(e--h+)?？昭?h+)具有強(qiáng)氧化性，能夠同吸附在催化材料表面的H2O生成羥基自由基(·OH)；光生電子(e-)可以與O2反應(yīng)生成·O2-等活性氧自由基，這些活性物質(zhì)可以與催化劑表面吸附的有機(jī)物反應(yīng)使其礦化降解。

近年來(lái)，國(guó)內(nèi)外研究人員對(duì)半導(dǎo)體光催化材料催化降解PFOA機(jī)制進(jìn)行了大量研究。異相光催化氧化降解PFOA機(jī)制一般為：在紫外光或可見(jiàn)光照射下，半導(dǎo)體光催化材料受激發(fā)從而引發(fā)PFOA尾端的羧酸基團(tuán)和烷基之間的C—C鍵依次斷裂，并最終降解為短鏈的全氟化合物以及F-、CO2[12,15-16]。

以光催化劑氧化銦(In2O3)(M)為例，光催化氧化降解PFOA，并不斷縮短碳鏈(Cn→Cn-1)的基本步驟見(jiàn)式(1)～(9)和圖1。首先光催化劑受光源激發(fā)生成光生電子-空穴對(duì)〔式(1)〕。

M +hν→e-+ h+。

(1)

隨后，光生空穴(h+)奪取全氟羧酸根離子〔CF3(CF2)6COO-〕的1個(gè)電子，生成全氟羧酸自由基〔CF3(CF2)6COO·〕〔式(2)〕。由于CF3(CF2)6COO·穩(wěn)定性差，隨即脫羧分解生成C7自由基〔CF3(CF2)5CF2·〕〔式(3)〕。

CF3(CF2)6COO-+ h+→ CF3(CF2)6COO·，

(2)

CF3(CF2)6COO· → CO2+ CF3(CF2)5CF2·。

(3)

值得注意的是，CF3(CF2)5CF2·隨后可能通過(guò)2種不同途徑反應(yīng)生成全氟伯醇〔CF3(CF2)5CF2OH〕。第1種途徑為CF3(CF2)5CF2·與h+和H2O/OH-反應(yīng)生成的·OH反應(yīng)形成全氟伯醇〔式(4)〕。第2種途徑為CF3(CF2)5CF2·氧化生成CF3(CF2)5CF2OO·，并最終水解生成全氟伯醇〔式(5)～(7)〕。

CF3(CF2)5CF2·+OH· → CF3(CF2)5CF2OH，

(4)

CF3(CF2)5CF2OO·+O2→CF3(CF2)5CF2OO·，

(5)

2CF3(CF2)5CF2OO·→2CF3(CF2)5CF2O·+O2，

(6)

CF3(CF2)5CF2O·+H2O+e-→

CF3(CF2)5CF2OH+OH-。

(7)

由于CF3(CF2)5CF2OH穩(wěn)定性差，會(huì)分解生成酰基氟〔CF3(CF2)5C(O)F〕〔式(8)〕，并進(jìn)一步與·OH反應(yīng)水解形成減少1個(gè)CF2單元的PFHpA〔CF3(CF2)5COOH〕〔式(9)〕。

CF3(CF2)5CF2OH → CF3(CF2)5C(O)F + HF，

(8)

CF3(CF2)5C(O)F + OH· →

CF3(CF2)5COOH + HF。

(9)

通過(guò)重復(fù)上述步驟，不斷脫去CF2生成各種更短鏈PFOA中間產(chǎn)物(圖1[10，14])，達(dá)到最終完全降解PFOA的目的。

圖1 光催化劑In2O3光降解PFOA機(jī)制[10,14]

降解反應(yīng)的關(guān)鍵在于抑制催化劑e--h+復(fù)合和促進(jìn)電子快速遷移[17]。當(dāng)h+被CF3(CF2)6COO-消耗時(shí)，e-將不斷積聚在半導(dǎo)體光催化材料導(dǎo)帶中，從而導(dǎo)致e--h+復(fù)合速率提高，抑制具有降解活性的h+生成，降低降解速率[14]。因此，近年來(lái)研究人員通過(guò)各種不同途徑，包括摻雜過(guò)渡金屬或貴金屬、與優(yōu)良導(dǎo)電性能的碳材料復(fù)合、改變材料微觀形態(tài)等方式，延長(zhǎng)光生電子-空穴對(duì)壽命，提高光催化降解活性。

3 常見(jiàn)PFOA半導(dǎo)體光催化劑材料

常見(jiàn)PFOA半導(dǎo)體光催化劑材料有改性二氧化鈦(TiO2)、In2O3、氧化鎵(Ga2O3)和鉍系材料等[18-20]。其中，TiO2是光催化領(lǐng)域應(yīng)用最早、范圍最廣、研究最多的光催化劑，對(duì)其改性以提升光催化性能一直是國(guó)內(nèi)外研究熱點(diǎn)。In2O3以雙齒和橋連構(gòu)型與PFOA結(jié)合，通過(guò)光生空穴催化降解PFOA。相較于TiO2，In2O3具有更好的光催化降解活性[20]。Ga2O3禁帶寬度較大，產(chǎn)生電子的還原活性遠(yuǎn)高于TiO2，其光催化降解PFOA性能也遠(yuǎn)優(yōu)于TiO2。鉍系材料具有穩(wěn)定性良好、無(wú)毒和造價(jià)較低等優(yōu)點(diǎn)，是新型PFOA光催化劑[21]。為了進(jìn)一步增強(qiáng)半導(dǎo)體材料光催化能力，提高光利用率，減緩電子-空穴對(duì)復(fù)合速率，國(guó)內(nèi)外研究人員嘗試通過(guò)金屬離子摻雜、貴金屬沉積、碳材料復(fù)合和構(gòu)建異質(zhì)結(jié)等方式對(duì)半導(dǎo)體催化材料進(jìn)行改性[22]。

3.1 改性TiO2材料

作為最常見(jiàn)半導(dǎo)體光催化劑之一，TiO2具有無(wú)害無(wú)毒以及化學(xué)穩(wěn)定性和熱穩(wěn)定性?xún)?yōu)異的特點(diǎn)。但是PFOA對(duì)TiO2光催化過(guò)程中產(chǎn)生的·OH呈惰性[20]，這是因?yàn)镃—F鍵鍵能遠(yuǎn)高于C—C鍵，·OH 與PFOA的反應(yīng)速率≤10-5L·s-1·mol-1。同時(shí)，C—C鍵氟化會(huì)降低PFOA中—COO—基團(tuán)電子密度，不利于·OH與—COO—基團(tuán)之間的直接電子轉(zhuǎn)移[20]。因此，針對(duì)TiO2光催化降解PFOA速率慢、效率低的缺點(diǎn)，研究人員嘗試通過(guò)過(guò)渡金屬或貴金屬修飾、碳材料復(fù)合和改變材料尺寸等方法對(duì)TiO2進(jìn)行改性以提高光降解效率。

過(guò)渡金屬或貴金屬修飾的TiO2可以有效儲(chǔ)存光生電子，防止電子與空穴復(fù)合，提高TiO2光催化降解PFOA活性。ESTRELLAN等[23]將Fe、Nb共摻雜TiO2制備復(fù)合催化劑光降解PFOA，F(xiàn)e降低了帶隙能量，Nb起到了電子陷阱作用，輻照3 h后PFOA分解率達(dá)到15%。CHEN等[24]使用過(guò)渡金屬修飾的TiO2降解PFOA，紫外光照反應(yīng)12 h后，Cu-TiO2和Fe-TiO2體系均對(duì)PFOA表現(xiàn)出優(yōu)異的光催化活性，降解率分別達(dá)到91%和78%。CHEN等[25]研究發(fā)現(xiàn)，與純TiO2相比，M-TiO2(M為Pt、Pd或Ag，圖2[25])具有更高的PFOA降解效率。貴金屬納米顆粒是M-TiO2的主要光催化活性來(lái)源，當(dāng)價(jià)帶上空穴分解PFOA時(shí)，貴金屬納米顆粒作為電子陷阱將多余電子儲(chǔ)存在導(dǎo)帶中，從而延長(zhǎng)了電子-空穴對(duì)壽命，提高了光催化能力。

圖2 Pt-TiO2、Pd-TiO2和Ag-TiO2樣品的FE-SEM和TEM圖像[25]

將TiO2與具有共軛π鍵的碳材料結(jié)合，可以有效克服TiO2光生載流子遷移速率慢的缺陷，促進(jìn)光生電子-空穴對(duì)分離，從而增強(qiáng)TiO2納米材料光催化PFOA活性[26]。LATH等[27]將石墨烯與TiO2納米管陣列結(jié)合制備復(fù)合光催化材料，PFOA降解率可以達(dá)到99.2%，反應(yīng)半衰期時(shí)間縮短至1.5 h。SONG等[28]采用溶膠-凝膠法制備了多壁碳納米管(MWCNTs)復(fù)合的TiO2納米材料(TiO2-MWCNT)，與純TiO2相比，TiO2-MWCNT對(duì)PFOA具有更高的光催化性能，降解率接近100%。在不改變二氧化鈦晶體管晶體結(jié)構(gòu)前提下，碳氮共摻雜的TiO2納米管陣列(C-N-TNTAs)在光輻射條件下，對(duì)PFOA的去除率在180 min內(nèi)達(dá)到56.1%[29]。納米粒子尺寸會(huì)顯著影響其物理化學(xué)性質(zhì)，減小TiO2尺寸有利于提高光催化效率。ZHU等[30]通過(guò)冰模板自組裝制備3D TiO2氣凝膠，零維TiO2量子點(diǎn)的特殊量子效應(yīng)使其性質(zhì)不同于一維納米TiO2顆粒，顯著提高TiO2晶胞效率。氣凝膠與TiO2量子點(diǎn)之間的協(xié)同作用增強(qiáng)了PFOA光催化活性，10 h內(nèi)實(shí)現(xiàn)92%的降解率。

雖然改性TiO2催化材料對(duì)PFOA的光催化活性有所增強(qiáng)，但其仍未擺脫惰性的·OH基團(tuán)降解PFOA機(jī)制的困擾。同時(shí)，降解產(chǎn)生的氟離子會(huì)改變改性TiO2催化劑狀態(tài)，從而影響PFOA降解效能。

3.2 In2O3材料

In2O3是一種常見(jiàn)n型寬帶隙半導(dǎo)體材料，已廣泛應(yīng)用于半導(dǎo)體氣體傳感器、光電器件和太陽(yáng)能電池等領(lǐng)域[31-33]。TiO2以單橋構(gòu)型與PFOA相結(jié)合，與之不同的是，In2O3以雙齒或橋聯(lián)構(gòu)型與PFOA緊密結(jié)合(圖3[34])，這有利于In2O3提高對(duì)PFOA的吸附能力，In2O3可以直接通過(guò)光生空穴氧化分解PFOA及其中間降解產(chǎn)物。LI等[34]首次采用In2O3作為光催化劑，研究發(fā)現(xiàn)相比于TiO2，In2O3具有更優(yōu)異的紫外光催化活性。在254 nm紫外光照射條件下，In2O3降解PFOA速率常數(shù)為0.378 h-1，是TiO2降解PFOA速率常數(shù)(0.045 h-1)的8.4倍[34]。但是光生電子和空穴的復(fù)合速率較快，對(duì)可見(jiàn)光的利用率較低等缺點(diǎn)限制了In2O3光催化性能進(jìn)一步提升，國(guó)內(nèi)外學(xué)者嘗試通過(guò)改變形貌特征、與石墨烯材料結(jié)合和構(gòu)建異質(zhì)結(jié)等方式解決此問(wèn)題[35-36]。

圖3 In2O3、TiO2與PFOA的構(gòu)型示意[34]

國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究表明，In2O3形貌特征會(huì)影響其光催化活性(圖4[37])。LI等[37]發(fā)現(xiàn)均一相In2O3多孔納米球分解PFOA的速率常數(shù)比TiO2高54.6倍。SHAO等[38]證明不同形態(tài)In2O3納米結(jié)構(gòu)(花狀微結(jié)構(gòu)、空心球狀、板狀和立方體狀等)表現(xiàn)出優(yōu)異的光敏、氣敏物理特性。多孔微球狀、立方體狀和板狀納米結(jié)構(gòu)In2O3降解PFOA速率分別為T(mén)iO2的74.7、41.9和17.3倍[37]。In2O3形貌特征的改變使其比表面積增大，活性位點(diǎn)和對(duì)PFOA的吸附容量增加，光生空穴與PFOA之間直接反應(yīng)，從而促進(jìn)其對(duì)PFOA的光催化降解[39]。

A為微球；B為納米立方體；C為納米板。

石墨烯具有多孔結(jié)構(gòu)、大比表面積和良好的導(dǎo)電性能，與光催化劑材料復(fù)合可以作為電子載流體，有效分離光生空穴和電子對(duì)，提供更多表面活性位點(diǎn)，與光催化劑協(xié)同提高PFOA催化活性。LI等[40]將In2O3與石墨烯(GO)進(jìn)行復(fù)合(圖5[40])，研究了不同溫度對(duì)In2O3-GO復(fù)合材料光催化PFOA的影響，發(fā)現(xiàn)400 ℃條件下得到的In2O3-G400光催化劑在3 h內(nèi)可以完全分解PFOA，脫氟率達(dá)到60.9%。

A為In2O3經(jīng)納米顆粒；B為石墨烯包裹的In2O3納米復(fù)合材料(In2O3-G100)；C為經(jīng)350 ℃熱處理的In2O3-石墨烯納米復(fù)合材料(In2O3-G350)；D為經(jīng)400 ℃熱處理的In2O3-石墨烯納米復(fù)合材料(In2O3-G400)。

將In2O3與金屬、金屬氧化物或其他半導(dǎo)體進(jìn)行復(fù)合，可以在提高其光生電子遷移速率的同時(shí)，使其吸收邊際紅移，增強(qiáng)其對(duì)可見(jiàn)光的吸收[41]。氧化鈰(CeO2)是一種常見(jiàn)稀土寬禁帶半導(dǎo)體材料，具有穩(wěn)定的電子結(jié)構(gòu)和高化學(xué)穩(wěn)定性，與In2O3之間可以產(chǎn)生界面電場(chǎng)，從而有利于電荷轉(zhuǎn)移[16,42]。JIANG等[16]通過(guò)浸漬法制備了不同CeO2摻雜比例的In2O3催化劑(CeO2-In2O3)。相較于In2O3，CeO2-In2O3光吸收邊際有所紅移，催化活性顯著提高，其中w=0.86% CeO2-In2O3在60 min內(nèi)可以礦化54.8%的PFOA[16]。許晨敏[43]合成了w=3% Pt摻雜In2O3，發(fā)現(xiàn)摻雜Pt不僅使吸收光譜產(chǎn)生紅移，拓寬了催化劑對(duì)光的吸收范圍，還抑制了光生電子-空穴對(duì)復(fù)合，在1 h內(nèi)對(duì)PFOA降解率達(dá)到65%。WU等[44]制備了MnOx改性In2O3亞微棒狀光催化劑，該光催化劑在可見(jiàn)光照射條件下顯示出優(yōu)異的PFOA光降解活性和脫氟效率，4 h內(nèi)對(duì)PFOA降解率達(dá)到98%，礦化率達(dá)到32.3%。

作為一種高效降解PFOA光催化材料，In2O3具有廣闊應(yīng)用前景，但是在光化學(xué)穩(wěn)定性、再生循環(huán)利用能力和礦化能力方面仍需要進(jìn)一步探索研究。

3.3 其他光催化材料

納米Ga2O3光催化劑表現(xiàn)出良好的化學(xué)穩(wěn)定性能和合適的氧化還原電勢(shì)，相對(duì)于In2O3和TiO2具有更大的比表面積和更高的氧化還原能力。然而，Ga2O3也存在光生電子-空穴對(duì)復(fù)合速率快的缺點(diǎn)，這限制了Ga2O3光催化劑的應(yīng)用[45]。TAN等[46]研究發(fā)現(xiàn)過(guò)渡金屬(M為Mn、Fe、Co、Ni或In)修飾的Ga2O3納米片(M-Ga2O3)在紫外光照射條件下表現(xiàn)出優(yōu)異的PFOA降解活性，其中In-Ga2O3效果最好，在60 min內(nèi)將PFOA降解完全，240 min內(nèi)對(duì)PFOA脫氟率達(dá)到57%。摻雜In使得更多的光生載流子參與光催化反應(yīng)，并進(jìn)一步拓展了對(duì)可見(jiàn)光的吸收能力，從而提高了光催化活性。XU等[47]發(fā)現(xiàn)在185～254 nm紫外光照射條件下，Ga2O3在90 min內(nèi)催化降解90%的PFOA。ZHAO等[48]制備的β-Ga2O3納米棒對(duì)PFOA具有優(yōu)異的光催化活性，在紫外光照射條件下，降解率和脫氟率分別達(dá)到98.8%和56.2%。

鉍(Bi)系材料由于自身獨(dú)特的能帶位置和層狀結(jié)構(gòu)，近年來(lái)受到人們持續(xù)關(guān)注，被應(yīng)用于光催化降解PFOA領(lǐng)域。鉍系氧化物禁帶寬度較寬，產(chǎn)生電子的還原活性遠(yuǎn)高于TiO2，其光催化降解PFOA性能也遠(yuǎn)優(yōu)于TiO2。但在光催化過(guò)程中，可見(jiàn)光響應(yīng)能力和光生載流子遷移能力較弱，以及電子空穴復(fù)合速率快等缺點(diǎn)限制了該類(lèi)催化劑的實(shí)際應(yīng)用。研究人員嘗試通過(guò)不同手段進(jìn)行改性以克服上述缺陷。SAHU等[49]研究了新型磷酸鉍光催化劑Bi3O(OH)(PO4)2(BOHP)在可見(jiàn)光照射條件下對(duì)PFOA的降解性能，發(fā)現(xiàn)BOHP在1 h內(nèi)可以將PFOA完全降解。碳球改性磷酸鉍復(fù)合光催化劑(BiOHP-CS)通過(guò)改變C—F鍵電子分布提高了光生載流子遷移速率，從而提高了對(duì)PFOA的催化活性，能夠在4 h內(nèi)降解99%的PFOA，脫氟率達(dá)到32.5%[50]。WANG等[51]制備的BiOI@Bi5O7I異質(zhì)結(jié)光催化劑材料在模擬太陽(yáng)光照射條件下，對(duì)PFOA的降解速率常數(shù)分別為BiOI和Bi5O7I的4和1.2倍，表現(xiàn)出優(yōu)異的礦化效率。BiOI@Bi5O7I復(fù)合材料p-n異質(zhì)結(jié)獨(dú)特的帶隙結(jié)構(gòu)提高了可見(jiàn)光吸收率并加速了光生載流子分離。

雖然改性Ga2O3材料和鉍系材料對(duì)PFOA的降解活性有所提升，但仍存在降解率和礦化率差距大的問(wèn)題，因此研究人員需要針對(duì)降解中間產(chǎn)物對(duì)降解反應(yīng)的影響和毒理等方面開(kāi)展進(jìn)一步的研究。

4 總結(jié)與展望

該文介紹了常見(jiàn)PFOA處理技術(shù)，總結(jié)了異相光催化氧化降解PFOA的機(jī)制，綜述了近年來(lái)半導(dǎo)體材料光催化處理PFOA的研究進(jìn)展，并比較了不同半導(dǎo)體催化材料的優(yōu)缺點(diǎn)和降解效能。半導(dǎo)體異相光催化技術(shù)處理水體PFOA具有一定優(yōu)勢(shì)，但同時(shí)也存在以下問(wèn)題亟需突破創(chuàng)新：(1)在光催化材料體系方面，半導(dǎo)體光催化PFOA材料存在光生-空穴對(duì)復(fù)合速率快和對(duì)可見(jiàn)光利用率不高等缺點(diǎn)；(2)在降解過(guò)程方面，光催化降解PFOA往往忽視了實(shí)際水體中共存的無(wú)機(jī)離子和降解中間產(chǎn)物等對(duì)降解效率的影響；(3)在降解機(jī)制方面，半導(dǎo)體異相光催化降解PFOA機(jī)制尚未完全明確，目前常用的半導(dǎo)體能帶理論有待進(jìn)一步完善；(4)在實(shí)際應(yīng)用方面，光催化降解技術(shù)產(chǎn)研結(jié)合度不高，距離規(guī)模化、工業(yè)化應(yīng)用還存在一定差距。

基于上述研究現(xiàn)狀和不足，建議未來(lái)光催化降解PFOA研究可以從以下4個(gè)方面著手：(1)聯(lián)合多種改性手段，提高光催化半導(dǎo)體材料對(duì)可見(jiàn)光的利用率和礦化能力，增強(qiáng)其對(duì)PFOA的光催化活性；(2)探索、考察水環(huán)境共存體系下無(wú)機(jī)離子和中間產(chǎn)物等對(duì)光催化降解PFOA的影響，并對(duì)降解中間產(chǎn)物展開(kāi)毒理研究，徹底實(shí)現(xiàn)PFOA無(wú)害化降解處理；(3)重視光催化降解PFOA反應(yīng)機(jī)制研究，結(jié)合理論方法和原位表征技術(shù)，多角度探究半導(dǎo)體異相光催化降解PFOA機(jī)制；(4)研究PFOA光催化降解技術(shù)在實(shí)際水體中的應(yīng)用，克服催化劑材料難以回收的缺陷，實(shí)現(xiàn)規(guī)?；茝V應(yīng)用。