工业水处理, 2020, 40(9): 12-18 doi: 10.11894/iwt.2019-0992

• 专论与综述 •

水中双酚A的光化学降解研究进展

兰豪,1, 王媛1,2, 黄家琰1,2

Recent advances in photochemical degradation of bisphenol A in water

Lan Hao,1, Wang Yuan1,2, Huang Jiayan1,2

收稿日期: 2020-07-4  

基金资助: 贵州省留学人员科技活动择优资助项目.  黔人项目资助合同（2018）0010号
贵州省教育厅一流学科建设项目.  GNYL〔2017〕007
贵州省教育厅研究生教育创新计划项目.  黔教研合GZZ字〔2016〕07

Received: 2020-07-4  

作者简介 About authors

兰豪(1996-),硕士E-mail:913791605@qq.com , E-mail：913791605@qq.com

摘要

双酚A（BPA）是环境水体中一种典型的内分泌干扰物，由于具有低剂量效应、生物富集性和多种毒性，对水生生态系统安全和人体健康具有潜在的危害，光化学降解是目前较为有效降解BPA的方法。从光化学降解BPA的机理出发，对近年来典型的光化学反应体系进行了归纳和总结，介绍了BPA的降解、矿化、毒性的变化以及影响反应的主要因素，分析了目前研究中存在的问题，并展望了未来的发展方向。

关键词： 双酚A ; 内分泌干扰物 ; 光化学降解 ; 降解机理 ; 水处理

Abstract

Bisphenol A(BPA) is a typical endocrine disrupting compound extensively detected in various environmental water bodies. It has potential harm to the safety of aquatic ecosystem and human health for its low dose effect, bioaccumulation and multiple toxicities. At present, photochemical degradation is thought as one of the most effective methods used to degrade BPA. Based on the photochemical degradation mechanisms of BPA, some typical photochemical reaction systems studied in recent years are reviewed. Then, the photochemical degradation, mineralization and toxicity changes of BPA as well as the effect of main influential factors on reaction process are summarized. Furthermore, the problems in the current research are pointed out and the future research trends in this field are also prospected.

Keywords： bisphenol A ; endocrine disruptor ; photochemical degradation ; degradation mechanism ; water treatment

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兰豪, 王媛, 黄家琰. 水中双酚A的光化学降解研究进展. 工业水处理[J], 2020, 40(9): 12-18 doi:10.11894/iwt.2019-0992

Lan Hao. Recent advances in photochemical degradation of bisphenol A in water. Industrial Water Treatment[J], 2020, 40(9): 12-18 doi:10.11894/iwt.2019-0992

双酚A（2，2-双-4-羟苯基丙烷，BPA）是人工合成的一种重要高产化工原料，通常作为环氧树脂、聚碳酸酯的生产原料和中间体、外科修补术中抗氧化和稳定化处理的重要材料，并广泛用于食品包装和容器内壁涂层中。其在环境中难以降解，具有明显的亲脂性而易于在生物体内富集，并可通过食物链在种群间进行传递。流行病学研究也表明〔1〕，BPA具有低剂量效应，以激素形式作用于机体，从而影响生物体和人体正常的内分泌功能以及生殖、胚胎和神经系统的发育，对人体健康和生态系统安全具有潜在的危害，已成为一种典型的环境内分泌干扰物而引起人们广泛的关注。大量的环境调查数据表明，BPA普遍存在于地表水、地下水、污水处理厂废水以及垃圾渗滤液中，并且在世界各地水环境中的检出浓度也呈逐年增大的趋势，尤其在垃圾渗滤液中的浓度甚至可高达12 mg/L〔2〕。BPA在水体中的广泛存在，可通过多种途径使人体遭受直接或间接的暴露风险，其中饮用水摄入是其进入人体的主要途径。然而，常规的水和废水处理技术很难将其完全去除。因此，工业废水和城市污水的排放成为内分泌干扰物进入环境的一条重要途径〔3-4〕，也是饮用水水源遭受BPA污染的重要来源，消除饮用水中的BPA以及有效去除排放污水中的BPA对于保障饮用水安全以及维护水生生态环境的健康发展具有重要的意义。

近年来，基于紫外光（UV）和可见光（Vis）下的光化学降解凭借其较为温和的反应条件和高效的降解能力越来越受到人们的青睐，并成为当今研究BPA高效降解较为活跃的领域。笔者根据BPA的光化学降解机理，对目前研究的典型光化学反应体系进行了归纳和总结。介绍了BPA的降解、矿化、毒性的变化以及影响反应的主要因素，分析了目前研究中存在的问题，展望了未来的发展方向。

1 直接光解

BPA在Vis下非常稳定，但在UV作用下，通过吸收光子可使其化学键断裂，发生直接光解而得以降解。直接光解的快慢程度与BPA的初始浓度和所使用的UV波长密切相关。BPA在几种典型UV下的降解情况见表1。

表1   BPA在不同波长紫外光下的降解

波长/nmBPA初始浓度/（mmol·L-1）反应时间/min降解率/%单位时间（每分钟）降解率/%参考文献
2540.021201000.83〔5〕
2540.21301000.77〔6〕
2540.088120520.43〔7〕
1850.02610016.67〔8〕
255~5790.0430973.23〔9〕

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由表1可知，UV波长越短，单位时间BPA的降解率越高，而且多波长UV联合作用下，BPA也具有较高的单位时间降解率。此外，UV光强的增加或BPA初始浓度的降低均有利于其降解，而溶液pH的影响则几乎可以忽略〔5〕。但在此过程中，BPA的矿化往往发生严重滞后。A. O. Kondrakov等〔6〕研究发现，在254 nm UV下BPA降解率达100%时，其矿化率仅为12%；然而BPA的矿化程度与BPA毒性的变化直接相关。当BPA的矿化率为10%时，其生物毒性降低了11%〔7〕，表明BPA光解产物的毒性低于其本身。随着BPA的完全矿化，其细胞毒性会大大降低、甚至消失。

2 基于羟基自由基的光化学降解

羟基自由基（·OH）的氧化还原电位为2.8 V，具有强氧化性，通过对BPA分子进行特异性攻击使其分子遭到破坏，进而发生连续羟基化、芳香环消除、开环和脂肪族化合物的环化反应以及氧化反应，使BPA发生降解直至完全矿化〔10〕。这种特异性攻击包括两种方式：一种方式是攻击BPA分子中富含电子的烷基碳（季碳），使BPA分子发生裂解产生苯酚自由基（·C6H4OH）和异丙基苯酚自由基〔·C（CH3）2C6H4OH〕〔11〕；另一种方式则是攻击BPA分子中富含电子的芳香环（苯环）〔5, 12〕。Y. N. Zhang等〔13〕认为·OH引发BPA的降解过程中同时存在两种特异性攻击，并归纳了BPA的降解机理。他们认为·OH一方面攻击BPA分子中富含电子的烷基碳（季碳），形成4-（2-羟丙基-2-基）苯酚，并依次转化为4-异丙基苯酚和1-（4-羟基苯基）乙酮；另一方面，·OH通过攻击BPA分子中的苯环，可以得到单羟基BPA，进而转化为BPA的醌和双羟基BPA，双羟基BPA进一步生成BPA的二醌。随着BPA的二醌中苯环的断裂形成一系列含有羧基的脂肪族化合物，这些中间产物再经开环和氧化反应生成CO2和H2O，使BPA完全矿化。

2.1 紫外光/过氧化氢体系（UV/H2O2）

H2O2在UV激发下可以产生·OH，从而促进了BPA在UV下的降解。E. Felis等〔9〕研究表明，0.04 mmol/L的BPA在UV下反应30 min，降解率为97%，而加入0.29 mmol/L的H2O2，反应20 min后BPA的浓度就已经低于其检出限。Y. M. Kang等〔14〕研究BPA在254 nm UV下的降解时发现，反应体系中加入H2O2，可使其降解率由7%提高到100%。一般随着H2O2浓度的增加BPA的降解率也逐渐增大，但过高浓度的H2O2会引起·OH的自清除而使其降解率降低〔9, 15〕。同时，剩余的H2O2还可能具有生物毒性〔16〕。同样，BPA在UV/H2O2体系中的矿化也滞后于其降解。有研究表明〔16〕，H2O2初始浓度为2 mmol/L时，50μmol/L的BPA在254 nm UV下辐照60 min可完全降解，但其矿化率仅为55.7%；而当H2O2与BPA的质量比为4时，0.4 mmol/L的BPA在185 nm UV（VUV）下反应8 min即可被完全降解，但其矿化率达到97.6%则需要60 min〔17〕。此外，在反应初期BPA降解产物的毒性可能高于其本身，但在后续的降解过程中其生物毒性和雌激素效应被进一步降低，甚至完全消除〔6〕。而且与UV体系相比，UV与H2O2的结合显著促进了BPA的降解及其雌激素活性的降低，同时还能有效降低溶液中幼虫的致死率，表明降解过程中没有产生剧毒中间产物〔18〕。同样，在VUV/H2O2体系中，BPA反应后的细胞毒性也大大降低〔17〕。

2.2 光Fenton体系（UV/Fenton）

传统Fenton体系是在强酸条件下，H2O2和Fe2+反应生成·OH，Fe2+被氧化为Fe3+；当UV与传统Fenton体系相结合，UV辐照能显著地促进溶液中Fe2+与H2O2反应生成·OH：一方面，Fe3+与H2O2反应生成的Fe（OH）2+配合物发生光还原，得到·OH和Fe2+；另一方面，H2O2在UV下的光解可以获得额外的·OH。同时光还原得到的Fe2+重新进入Fenton反应也将产生额外的·OH〔19〕。因此，与Fenton体系相比，BPA在UV/Fenton体系中的氧化速率显著加快。在无UV下反应30 min，Fe2+或H2O2的存在并不能使BPA浓度发生明显的变化；当两者共存时，BPA在30 min后的降解率达90%，而在UV/Fenton体系中，BPA在10 min内即被完全降解〔20〕。另外，单独使用Fenton试剂或者添加H2O2，均不能使BPA矿化；当Fenton试剂与UV结合后，反应90 min其矿化率可达80%〔21〕。而且Fenton体系结合UV后还可提高BPA分子的反应活性，促进苯环的断裂，从而大大降低了BPA的生物毒性〔22〕。

在UV/Fenton体系中，随着Fe2+浓度的增加，BPA的降解速率加快，但当浓度超过一定值后，BPA降解速率与其在Fenton体系中的降解速率并没有明显的差别〔19, 23〕。另一方面，增大H2O2的投加量也有利于提高BPA的降解和矿化，但当浓度增加到一定值后可能会与·OH发生反应，反而抑制了BPA的降解和矿化〔23〕。H. Katsumata等〔20〕认为UV/Fenton体系中最佳的n（H2O2）:n（Fe2+）:n（BPA）范围为9:0.25:1~9:0.9:1。此外，影响UV/Fenton体系中BPA降解的重要因素是溶液的pH，因为其与水溶液中Fe2+/Fe3+配合物的存在形态密切相关，进而影响到BPA的降解。当溶液的初始pH为2.0~3.0时，Fe（OH）2+是主要的Fe3+配合物，且在相应的配合物中，其具有最高的光子吸收率以及最大·OH量子产率；而当pH高于4时，将产生Fe（OH）3沉淀而抑制BPA的降解〔19〕。

2.3 光臭氧体系（UV/O3）

BPA在UV或O3单独作用下均能发生降解，但在UV/O3反应体系中，O3吸收UV后可产生H2O2，进而产生·OH，从而大大提高BPA的降解率和矿化率。M. Dudziak等〔24〕的研究表明，BPA在UV/O3体系中的降解率比在UV或O3单独作用下提高了15%左右。Gaozu Liao等〔25〕发现，经O3单独作用45 min后，10 mg/L BPA的矿化率仅为18.7%，而加入UV后，相同反应时间内，其矿化率可达60.7%，若同时将TiO2加入UV/O3体系则BPA的矿化率可提高到83.8%，再进一步用石墨烯对TiO2进行改性，5 min后BPA的矿化率几乎达到了100%。W. Niels等〔26〕发现在UV下，反应体系中加入O3后BPA的降解比加入H2O2更为有效。但BPA的降解很大程度上依赖于O3的含量。随着O3含量的增大，BPA的降解率也随之增大〔23〕。但是，过量的O3本身也是一种环境污染物，对环境和人体健康会产生危害。同时，O3发生装置的运行费用较高，不适于大规模的应用。

2.4 光催化体系

光催化降解主要是在反应体系中加入光催化剂，通常为半导体粒子，其在UV或Vis的激发下产生光生电子（e-）和光生空穴（h+），e-与h+分离并迁移到粒子表面。h+具有很强的得电子能力，可夺取吸附于半导体颗粒表面的有机物或溶剂中的电子，使原本不吸收入射光的物质被活化氧化〔27〕，h+与H2O反应产生·OH，并在BPA的降解反应中起主导作用。根据激发光波长的不同，光催化降解体系可以分为紫外光催化体系和可见光催化体系。

2.4.1 紫外光催化体系

n型半导体二氧化钛（TiO2）是环境领域中最具有广泛应用前景的半导体光催化剂，其禁带宽度为3.2 eV，当被波长小于385 nm的UV激发时，将产生e-和h+，两者在电场作用下分离并向粒子表面迁移，在此过程中一部分h+与e-重新复合，另一部分则与吸附于TiO2表面的O2、H2O和OH-发生反应产生·OH〔28〕。因此，UV/TiO2体系可显著提高BPA在UV下的降解。B. Gao等〔29〕研究发现，反应体系中加入TiO2后可使BPA在UV下的降解率由14%提高到61%。Chenzhong Jia等〔30〕研究BPA在254 nm UV下的降解时也发现，若在体系中加入1 g/L TiO2后，相同反应时间内BPA的降解率可由60%提高到97%。而且，TiO2光催化体系还可大大促进BPA的矿化。有研究表明〔6〕，在254 nm UV下，220 μmol/L的BPA经过130 min反应可完全降解，矿化率仅为12%，而当反应体系中加入0.2 mg/L的TiO2，相同浓度的BPA在45 min后即完全降解，240 min后发生完全矿化。

然而，在TiO2光催化反应过程中存在e-和h+的快速复合，从而影响BPA的降解和矿化。为此，人们通过采用金属/非金属掺杂、负载或复合等手段对TiO2进行改性，以抑制h+和e-的快速复合，同时提高电子的迁移率，进而提高BPA的光催化降解效果。当以TiO2为光催化剂时，120 min后BPA的降解率为61%，而以锆掺杂的TiO2（Zr-doped）为光催化剂，80 min后BPA发生完全降解〔29〕；当以S掺杂的TiO2为光催化剂，相同反应条件下，BPA的降解率可比纯TiO2作用下提高近40%〔31〕。在365 nm UV辐照下，与TiO2光催化剂相比，以Cu-TiO2纳米棒为光催化剂，BPA的降解速率提高了3.8倍，完全降解的时间几乎缩短了一半〔32〕；而使用硅藻土-TiO2复合光催化剂则使BPA的降解率由72%提高到85.74%〔33〕。但过高的负载量、掺杂量或复合量会使催化剂比表面积减少，或者产生大量的晶格缺陷，反而会成为e-和h+复合的中心而使BPA的光催化降解效率降低〔29, 33-34〕。此外，在UV作用下，TiO2改性光催化剂的使用也明显降低了BPA溶液的毒性。以TiO2为光催化剂，BPA在365 nm UV下虽然发生了完全降解，但溶液中仍残留有少量的生物毒性，而以钌（Ru）掺杂TiO2（Ru-TiO2）为催化剂，BPA被完全去除的同时，TOC去除率可达96%，而且降解后的溶液对水蚤、费氏弧菌、斑马鱼胚胎、毛刺地衣的毒性几乎完全消失〔35〕。玻璃纤维负载的TiO2光催化剂，可使10 mg/L的BPA在240 min内发生完全矿化，生物毒性完全消失〔34〕。

2.4.2 可见光催化体系

虽然TiO2及其改性光催化剂能显著促进BPA的降解和矿化，并降低其生物毒性，但具有较宽的带隙，仅对UV有响应，而在整个太阳光谱中UV的占比小于5%。因此，为了有效利用Vis，人们发现通过金属/非金属掺杂、负载或与某些材料复合等手段对TiO2催化剂进行改性，不但可以抑制e-和h+的快速复合，而且还能使催化剂吸收带边发生红移，成为具有Vis响应的光催化剂，用以降解BPA〔36〕。P掺杂TiO2后对Vis有响应，在相同的反应条件下，BPA在日光照射下的降解率比其在UV/TiO2体系中的降解率提高了33%〔21〕。Fe掺杂剂和碳酸盐有利于表面·OH的形成，并可抑制e-和h+的复合。在Vis作用下，Fe/C-TiO2复合光催化剂比Fe或C单独掺杂的TiO2光催化剂具有更高的降解和矿化BPA的能力，并可使其毒性大大降低〔37〕。负载量为6.3%的磷钨杂多酸负载TiO2可见光光催化剂（H3PW12O40/TiO2），在模拟太阳光下，可使BPA的矿化率在12 h后达到77%，对大水蚤的毒性几乎完全消失〔38〕。

此外，人们还研究和制备了一些非TiO2基的可见光响应光催化剂来降解BPA。其中铋系半导体材料是一类重要的光催化材料，其带隙较窄，光吸收波长范围几乎覆盖全部可见光，具有较强的可见光响应性能。如氯氧化铋〔39〕、新型碳量子点（CQDs）修饰的PbBiO2Cl〔40〕以及碘氧化铋（BiOI）及其改性材料〔41〕都可以显著提高BPA在可见光下的降解。此外，氮化碳（C3N4）基光催化剂〔42〕、金属有机骨架（MOF）基光催化剂〔43〕，甚至改性叶绿素〔44〕对BPA都具有较好的可见光降解效果。但在光催化反应体系中，催化剂投加量过大，形成的悬浮体系浊度增大，对光有明显的反射和散射作用，从而降低了BPA的降解效果〔34, 44〕。而溶液的pH会影响催化剂表面的带电状态以及BPA在溶液中的存在形态，进而影响BPA在催化剂表面的吸附和进一步降解〔30〕。

2.5 光电催化体系

为了抑制光催化反应中e-和h+的快速复合，除了可以对催化剂进行改性，还可以将光催化氧化和电化学氧化相结合，构成光电催化体系（PEC）。通过在电极施加偏压形成电压梯度，促进e-和h+的有效分离。同时水电解产生的H2O2、超氧化物和·OH等活性氧化物种（ROSS），尤其是·OH的产生将进一步促进水中BPA的降解〔45〕。当TiO2作为电极材料时，在UV的激发下能显著提高反应的量子效率，同时有利于其表面·OH的生成，极大促进BPA的降解和选择性去除〔46〕。此外，金属掺杂能够在TiO2晶格中引入缺陷或改变其结晶度，从而改变粒子结构与表面性质，使光吸收边界发生红移，扩大其对可见光的响应范围，同时也促进了e-和h+的有效分离，提高了BPA的降解率和矿化率〔28〕。

在光电催化降解过程中，BPA的降解率将随着电压或电流密度的增加而增大。Y. N. Zhang等〔13〕的研究发现，当电流密度由0. 38 mA/cm2提高到1.15 mA/cm2，BPA的降解率增加了25%。王理明等〔47〕发现将偏压由0.4 V增至0.8 V，光电子转移速率增加，BPA的光电催化效率相应增大。此外，由于光阳极只能提供一定量的活性位点用于吸附和产生ROSS。当增大BPA浓度时，会导致BPA分子与反应中间体之间在催化剂表面发生竞争吸附，从而减少了ROSS的生成〔45〕。因此，初始BPA浓度越高，BPA的光电降解效率越低。酸性条件有利于H2O2的产生，促进·OH的生成，从而提高了BPA的光电催化降解。V. M. Daskalaki等〔45〕发现强酸条件下BPA的光电催化降解率比其在弱碱性、中性或碱性条件下提高了3~4倍。

3 基于硫酸根自由基的光化学降解

硫酸根自由基（SO4·-）的氧化还原电位为2.6 V，略低于·OH的氧化还原电位，也是一种较强的氧化剂，其主要通过与BPA分子中的苯环发生直接电子转移，使其分子遭到破坏，随后经羟基化、氧化骨架重排、脱甲基、脱水、开环和氧化等反应发生完全降解乃至矿化。Li Zhao等〔48〕认为BPA分子在SO4·-的作用下可形成BPA阳离子（BPA+），随后通过β-断裂产生苯酚自由基和异丙烯基苯酚阳离子，并在反应体系中监测到马来酸、丙烷-1，2，3-三醇、丙酮和3-甲基丁酮等降解中间产物。J. Sharma等〔15, 49-50〕通过一系列的研究，推断了SO4·-引发BPA降解和矿化的可能机理和途径。他们认为通过SO4·-与BPA分子中苯环之间的电子转移可产生羟基环己二烯基自由基，并进一步脱水得到苯氧基自由基，这2种自由基经后续反应，得到二羟基BPA、异丙基苯酚和苯酚，随着芳环的开环和进一步氧化生成小分子酸，直至最终氧化为CO2和H2O，发生完全矿化。识别的降解产物包括小分子酸、3，5-二甲基乙基苯酚、苯酚、1-异丙基-1-苯氧基-2-异丙基-4-苯酚以及二羟基BPA的醌。

但也有研究者认为SO4·-是通过攻击BPA分子中富含电子的苯环与异丙基相连的碳原子而使其发生降解。M. Sánchez-Polo等〔12〕认为通过这种方式，BPA分子发生断裂形成4-异丙烯基苯酚和羟基化4-异丙烯基苯酚。栾海彬等〔51〕认为SO4·-导致BPA分子在苯环与异丙基相连的碳原子处发生断裂，产生中间体自由基C（CH3）2C6H4OH和C6H4OH。前者通过加成和脱水反应生成对-异丙烯基苯酚，后者与·OH反应得到对苯二酚；反应中形成的烃与C6H4OH反应生成2-甲基-2，3-二氢苯并呋喃和3-甲基-2，3-二氢苯并呋喃。得到的中间产物再经开环和氧化最终降解为CO2和H2O。由此，在反应中检测到对苯二酚、对-异丙烯基苯酚、2-甲基-2，3-二氢苯并呋喃和3-甲基-2，3-二氢苯并呋喃4种降解产物。

3.1 紫外光活化过硫酸盐体系（UV/S2O82-）

SO4·-的产生存在多种方式，但在光化学反应体系中主要是通过UV活化过硫酸盐（S2O82-）而得到。常温下S2O82-比较稳定，但在UV激发下能分解产生SO4·-。T. Olmez-Hanci等〔7〕研究表明，在UV辐照下，120 min后BPA仅有52%发生降解，若加入S2O82-，5 min后可完全降解，10 min后，溶液对费氏弧菌的毒性迅速下降至几乎无毒的水平，对酵母菌的雌激素效应也完全消失。G. Ozyildiz等〔52〕发现在反应体系中加入S2O82-可使BPA在UV下的降解率提高了近5倍，而且加入还原型氧化石墨烯后还可将其矿化率提高近一倍，在降解过程中不产生毒性物质，使降解后的溶液毒性降低。当保持BPA初始浓度一定时，S2O82-浓度越高，BPA的降解率也越大〔15-16〕，而且降解产物的毒性和雌激素效应均低于母体〔7, 50〕，但BPA的降解率会随着其初始浓度的增大而逐渐降低〔50〕。

SO4·-的稳定性及其对BPA的选择性均高于·OH。因此，与UV/H2O2体系相比，BPA在UV/S2O82-体系中的降解和矿化更为有效。S. H. Yoon等〔16〕发现在254 nm UV辐照下，当S2O82-和H2O2的浓度相同时，在相同反应时间内，BPA在UV/S2O82-体系中的降解率和矿化率分别是其在UV/H2O2体系中降解率和矿化率的1.13倍和1.23倍。J. Sharma等〔15〕的研究也表明在最佳物质的量比条件下，UV/S2O82-体系中BPA的矿化率（55%）明显高于UV/H2O2体系（38%）。

3.2 可见光/过硫酸盐体系（Vis/S2O82-）

虽然，可见光不能直接激活过硫酸盐产生SO4·-，但通过改变反应条件，也能使过硫酸盐在可见光下产生SO4·-，实现BPA的高效降解和矿化。在S2O82-的各种活化方法中，利用过渡金属离子，尤其是Fe2+来活化S2O82-产生SO4·-，具有能量需求低、效率高的特点。M. Khandarkhaeva等〔53〕发现，当在该体系中引入太阳光可显著促进BPA的降解，使其TOC去除率在45 min后达到44%，并称之为太阳光增强的类Fenton过程。此外，Ti3+-氧空位自掺杂TiO2耦合还原氧化石墨烯（TiO2-x/rGO）纳米复合材料〔54〕和碳量子点-Ti3+共修饰的TiO2石墨烯纳米复合材料（CQDs- TiO2-x/rGO）〔55〕都可在可见光下活化过硫酸盐，实现BPA的高效降解和矿化。以氯化血红素为有机键、铜离子为节点、二维氮化硼（BN）为载体的仿生金属有机骨架（MOFs）（Cu-hemin-MOFs/BN）多功能复合材料，由于Fe和Cu双重活性位点可参与过硫酸盐的活化，也可使BPA在可见光下发生快速降解〔56〕。

然而，光化学处理技术目前存在的主要问题是光的利用率和光量子效率较低，使反应过程中能耗过高，因此限制了该技术的实际应用。

4 结论与展望

综上所述，BPA在不同的光化学反应体系中，均能发生有效的降解和矿化，并且降解产物的生物毒性和雌激素效应往往低于其本身。因此，针对于BPA的降解，光化学降解也是一种较为安全和绿色的方法，具有广阔的应用前景。然而，其矿化往往远滞后于其降解。由于BPA的矿化程度直接与其毒性的变化相关。因此，在实际应用中为了保证一定的矿化率以消除BPA可能引起的生物毒性和雌激素效应，必然会延长反应时间而增大能量的消耗。相比于其他光化学反应体系，光催化和光电催化体系对BPA具有相对较高的降解和矿化能力，而光催化剂或光电极的性能在其中起着至关重要的作用。因此，开发和研制高效的光催化剂/光电极材料，特别是具有可见光响应的高效光催化剂/光电极材料或者构建具有高效矿化能力的新型光化学反应体系可能是未来发展的方向。另外，由于光化学反应体系的复杂性，目前人们尚不能精确解析BPA的降解机理，不利于指导光化学降解BPA的实际应用。因此，深入开展BPA光化学降解机理方面的研究，也同样具有重要的现实意义。

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