图2. 不同pH值对FeMBC600吸附CIP和NOR的影响。

    溶液pH可以改变CIP和NOR以及FeMBC600的表面官能团和带电性质。随着pH值的增加，CIP和NOR都逐渐从带正电变为带负电。同时，FeMBC600在不同pH条件下的带电性能也不同。当溶液pH为2.0时，FeMBC600仍带正电，因此与CIP和NOR之间存在静电排斥，去除率较低。当溶液pH为3.0时，FeMBC600已经带负电，因此与CIP和NOR的静电排斥转化为静电吸附，去除率大大提高。随着溶液pH从3.0增加到10.0，FeMBC600与CIP和NOR之间从静电吸引变为静电排斥，FeMBC600对CIP和NOR的去除率逐渐降低。CIP和NOR的表面官能团也随着pH的改变发生了变化，一些基团在碱性条件下失去H+，这也极大地影响了FeMBC600对CIP和NOR的吸附过程。

图3. 不同pH下Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的降解率。

    CIP和NOR的光催化降解和去除效率随着pH的增加呈先增加后降低的趋势。当溶液pH为6.0时，CIP和NOR的光催化降解效率最高。从图3的前12小时的暗反应阶段可以看出，当溶液pH从3.0增加到9.0时，Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的吸附率逐渐降低。这可能是由于Fe/Ti-MBC在不同pH下具有不同的带电特性，当pH值逐渐降低时，静电斥力降低，吸附增强。光催化降解的效果与暗反应吸附完全不同。Fe/Ti-MBC在pH=6.0时具有最佳的降解效果，但在pH=3.0和9.0时，光催化降解效果急剧下降。这是由于pH的变化影响了Fe/Ti-MBC中光生载流子对的分离，这对CIP和NOR的降解产生了严重影响。此外，在不同pH下，可见光的吸收和匹配能带结构可以促进载流子对的产生和转移，也有利于提高光催化活性。CIP和NOR在弱酸性条件下容易被Fe/Ti-MBC降解。随着pH的增加，溶液中过量的OH 可能会导致CIP、NOR和富电子生物炭之间的排斥，从而削弱光催化活性。质子化过程在强酸或强碱环境中受到影响。当溶液pH=6.0时，NOR和CIP的光催化降解效率可以达到88.4%和88.0%。

图4. 不同自由基淬灭条件下Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的降解率。

    通过自由基淬灭实验可以更好的研究CIP和NOR的降解机理。如图4所示，乙醇的加入影响了CIP和NOR的降解，Fe/Ti-MBC对CIP的降解率从77.8%降低到61.4%，对NOR的降解率从75.6%降低到68.9%。乙醇可以淬灭Fe/Ti-MBC释放的·OH。·OH优先与乙醇反应，生成稳定的产物并终止自由基链的反应，从而阻碍·OH与CIP和NOR的反应。

    通过添加EDTA-2Na淬灭h+。图4显示h+对Fe/Ti-MBC降解NOR和CIP具有很大影响。h+的消失使生物炭表面无法与H2O2反应生成·OH，间接降低了·OH的含量。h+本身也可以直接降解CIP和NOR。因此，当h+被淬灭时，Fe/Ti-MBC对NOR和CIP的降解速率有所降低。h+对降解速率的影响弱于·OH。这是因为水中的·OH不仅是由h+氧化产生的。·OH也可以由氧气和水形成。因此，水中仍有一定量的·OH继续完成CIP和NOR的催化反应。因此，本研究的结果表明h+和·OH是光催化降解反应过程中的关键活性物质。

图5. FeMBC600和Fe/Ti-MBC在不同实际废水中的CIP和NOR去除率。

    为了能进一步研究FeMBC600和Fe/Ti-MBC在现实情况下的表现，我们取了四种不同的水体（南明河水，污水处理厂废水，医疗废水，自来水）进行实验。与FeMBC600在去离子水中对NOR和CIP的去除率相比，在南明河河水中进行的实验影响并不显著。通过测试南明河水的理化性质，可以知道pH值为7.08，与吸附最佳pH值相似，浊度、氮和磷含量非常低，对吸附过程影响有限。FeMBC600在南明河中对NOR和CIP的去除率也较高。从污水处理厂收集来的水颜色较深，浊度较高，氮和磷含量较高，实际水中的许多离子也会对吸附过程产生影响。FeMBC600对污水处理厂废水中CIP和NOR的去除率降低了10%。医疗废水的成分相对复杂，含有不同的细菌、病毒、药物等，影响吸附过程。因此，FeMBC600对医疗废水中CIP和NOR的吸附效果也有所降低。

    Fe/Ti-MBC600在实际废水中的光催化降解能力下降。这是由于医疗废水和污水处理厂废水中有更多的微生物和其他污染物，这些物质可能占据Fe/Ti-MBC的表面，使降解过程无法进行。污水处理厂废水中较高的浊度也影响了Fe/Ti-MBC对NOR和CIP的光催化降解。特别是在降解过程完成后，可以看到污水处理厂废水的颜色从黄色变为无色，这可能是由于水中有机物质影响了降解过程。因此，与去离子水中用于NOR和CIP的Fe/Ti-MBC相比，去除率降低了40%。实际各种水体中的微生物、氮、磷、有机物等物质的存在可能会影响Fe/Ti-MBC的光催化效果。

图6. Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的吸附和降解机理。

    FeMBC600对CIP和NOR的吸附最主要的是通过静电吸附作用进行。从pH实验的结果可以看出，当FeMBC600对CIP和NOR产生静电排斥时，吸附效果大大降低。在水溶液中，疏水性较高的吸附质更有可能被吸附在碳表面上。在溶液pH=7.0时，CIP的溶解度最低，疏水性最高。CIP0分子通过疏水相互作用迅速到达FeMBC600的表面，大大提高了FeMBC600对CIP的吸附能力。在CIP和NOR与FeMBC600接触后，π-π相互作用可能显著参与CIP和NOR的吸附过程，CIP和NOR上的氟基和N-杂芳环可以从芳环中吸收电子并充当π电子受体。π-π共轭（芳构化结构）也提高了FeMBC600的吸附能力。此外，生物炭本身含有许多微孔结构，这也可能导致孔隙填充。

    图6中总结了Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的吸附和光催化降解的几种可能机制。可以看出，MBC在Fe/Ti-MBC中的作用是沉积TiO2，避免TiO2纳米颗粒的聚集，促进Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的吸附，这有助于后续的光催化。此外，MBC可以促进光生载流子的分离，从而增强TiO2的光催化性能。Fe/Ti-MBC中的MBC具有促进自由载流子平稳移动和限制载流子复合的优点。它还可以缩小TiO2的禁带宽度。当受到光激发时，光生电子-空穴对产生，然后迁移到Fe/Ti-MBC的表面。在光生电子的作用下，氧气和水形成强氧化剂，如·O2-和·OH。光生空穴可以直接降解CIP和NOR。TiO2导带中的电子可以将O2还原为·O2-，然后通过后续的第二和第三次电子转移进一步还原为H2O2和·OH。根据上述分析，Fe/Ti-MBC光催化降解CIP和NOR的机理主要是由载流子的产生、分离和移动引起的。

    综上所述，本研究通过简易的一步热解法制备了一种具有磁性和光催化性能的新型生物炭复合材料，Fe/Ti-MBC对CIP和NOR的最大光催化降解效率分别达到88.4%和88.0%。本研究为后续去除水和废水中的污染物提供了一种处理技术。