b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料的制备及光催化降解有害藻的研究

张 旭, 崔娜欣, 周 丽*, 蔡 敏, 邹国燕, 陈桂发

1.上海市农业科学院生态环境保护研究所, 上海 201403

2.上海低碳农业工程技术研究中心, 上海 201415

随着工业化和城市现代化进程加快，大量含有氮、磷的污染物排入河湖水体，造成水体富营养化，引起水体中浮游蓝藻过度生长从而形成蓝藻水华[1-2]. 蓝藻水华频繁发生会破坏水生生态系统、影响水体景观功能以及增加水质毒性[3]，是全球共同面临的重要环境问题之一. 目前国内外常用的除藻处理方法主要有物理法、化学法和生物法，但都存在一定的缺陷和局限性[4]. 其中，物理法投资大、运行成本高；化学法对水生态系统会造成较为严重的破坏和二次污染；生物法周期长、效率低等. 这些处理方法在实际应用过程中往往受到限制.

近年来，光催化降解技术作为一种新兴的环境修复技术，具有能耗低、成本低、环境友好及无二次污染等优点而备受关注[5]. 光催化材料可以利用光能产生强氧化性基团对藻细胞进行灭活[6]，同时对细胞破裂所释放的藻毒素进行降解使其丧失毒性[7]，避免造成二次污染. 因此，不少研究将该技术应用于蓝藻水华的控制[8-9].

目前，TiO2因其自身的化学性能稳定、无毒无害和价格低廉等特性成为最常用的光催化剂之一[10]，但其存在禁带较宽(3.20 eV)以及光生电子和空穴易复合等缺陷[11]. Ag3PO4禁带宽度较窄(2.36 eV)，对波长大于420 nm光的光电转换率高达90%[12]，但纯Ag3PO4作为光催化剂降解水中污染物时并不稳定[13]. 有研究表明，TiO2与窄禁带宽度的Ag3PO4复合形成的异质结有助于提高光催化活性[14]，但光生电子和空穴的复合率很高、光腐蚀现象严重[15-16]. 笔者所在课题组已有的研究[17]表明，氮(N)掺杂黑色TiO2(b-N-TiO2)可以增强可见光吸收和光生电子-空穴的分离. Guan等[18-19]研究表明，将改性的TiO2(TiO2-x)与Ag3PO4复合，TiO2-x上的氧空位作为活化中心来捕获电子并吸收氧分子形成·O2-，从而降低Ag3PO4中电子-空穴的复合几率. 也有研究表明，纳米态光催化剂不易回收[20]，且不利于与藻细胞充分接触[21].

该研究通过煅烧-沉淀法成功制备出可见光驱动的N掺杂黑色TiO2与Ag3PO4的复合物(b-N-TiO2/Ag3PO4)，对其整体形貌、表面结构和光响应性能等进行表征，并研究了其对铜绿微囊藻(Microcystisaeruginosa)细胞中叶绿素a(Chla)的降解效果和重复利用能力，同时进行固定化b-N-TiO2/Ag3PO4对实际地表水中有害藻污染的处理效果及周边水质影响的研究，以期为光催化原位修复藻污染水体提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 试剂与仪器

试剂：商业TiO2纳米粉体(P25，德国Degussa公司)；尿素(CH4N2O)、无水乙醇(C2H5OH)、钛酸正四丁酯(C16H36O4Ti)、盐酸(HCl)、乙酸银(CH3COOAg)和磷酸氢二钠(Na2HPO4)均为分析纯，均购自国药集团化学试剂有限公司；微囊藻毒素(MCs)平板试剂盒(美国Beacon分析系统公司).

仪器：多工位光化学反应器(CEL-LAB500E4，北京中教金源科技有限公司)；DF-101S型恒温加热磁力搅拌器(上海秋佐科学仪器有限公司)；SG-GL1100K 型管式炉(上海大恒光学精密机械有限公司)；5804R型离心机(德国Eppendorf公司)；DZF-6210 型真空干燥箱(上海一恒科技有限公司)；HI9829型多参数水质测定仪(意大利HANNA公司)；apollo9000型总有机碳分析仪(TOC，美国Teledyne公司)；AA3型连续流动分析仪(德国SEAL公司).

1.2 b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料的制备

b-N-TiO2的制备[22]：将0.6 g尿素、20 mL无水乙醇和14 mL钛酸正四丁酯混合形成溶液A；向5 mL去离子水中加入10 mL无水乙醇和1 mL盐酸，充分搅拌形成溶液B，然后将其逐滴添加到溶液A中并不断搅拌，滴加完毕后缓慢搅拌得到白色凝胶固体；将白色固体放置在真空干燥箱80 ℃干燥12 h，冷却至室温后研磨成白色粉末，再置管式炉中在氮气气氛、500 ℃下焙烧3 h得到N掺杂黑色TiO2粉末样品(b-N-TiO2)，研磨均匀后密封保存待用.

b-N-TiO2/Ag3PO4和P25/Ag3PO4的制备：准确称量0.1、0.2、0.3 g b-N-TiO2黑色粉末分别超声分散在100 mL乙酸银水溶液(3 g/L)中，搅拌30 min后，将4 mL磷酸氢二钠水溶液(21.25 g/L)逐滴滴加到上述溶液中并不断搅拌，滴加完毕后搅拌1 h得到混合液；将混合液置于离心机离心5 min(5 000 r/min)，去除上清液并放置在真空干燥箱80 ℃干燥12 h，冷却至室温后研磨得到b-N-TiO2的理论质量分数分别为28.5%、44.3%和54.4%的b-N-TiO2/Ag3PO4粉末样品，分别标记为b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)和b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A). 准确称量0.2 g P25重复上述步骤，得到P25/Ag3PO4(0.2P25/A)粉末样品.

1.3 除藻试验

铜绿微囊藻购于中国科学院水生生物研究所(武汉)国家淡水藻种库(FACHB-913)，采用BG11培养基在室温下进行培养，光照强度为 3 000 lx，光暗周期比为12 h∶12 h.

采用多工位光化学反应器进行b-N-TiO2、Ag3PO4、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)和b-N-TiO2/Ag3PO4系列材料对铜绿微囊藻细胞的光催化灭活试验，氙灯的光强为36.7 mW/cm2，添加滤光片滤去紫外光部分，使用无菌磷酸盐缓冲液(PBS)(pH=7.4)对藻液进行清洗和稀释，将初始藻细胞浓度为3.01×106cells/mL的藻液(OD680 nm=0.2)作为试验初始藻细胞溶液.

取100 mL铜绿微囊藻溶液加入到反应管中，分别投入0.2 g/L b-N-TiO2、Ag3PO4、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)和b-N-TiO2/Ag3PO4系列材料. 将反应管放入光化学反应器中，打开光源灯和磁力搅拌器(220 r/min)进行光催化除藻试验，每2 h采集5 mL水样，测定溶液中的Chla浓度，计算溶液中Chla去除率(η).

η=(C0-Ct)/C0×100%

式中：η为溶液中Chla去除率，%；C0为溶液中初始Chla浓度，mg/L；Ct为t时溶液中Chla浓度，mg/L.

1.4 固定化b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料对藻污染地表水的处理

使用玻璃纤维胶带(3M8915，2 cm×55 m，美国3M公司)作为载体，将0.02 g b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料黏附在2 cm宽、19 cm长的胶带上待用，黏附密度为5.26 mg/cm2. 供试含藻地表水于2019年9月19日取自太湖流域五里湖(120.30°E、31.53°N)，其pH为7.61，电导率为0.526 mS/cm，DO、Chla、NH4+-N、NO3--N、TOC浓度分别为8.5、0.098、3.27、0.048、60.7 mg/L. 将玻璃胶带用玻璃支架固定在装有5 L地表水的塑料盆中，设置空白、单层光催化材料、双层光催化材料3个处理. 单层和双层光催化材料处理中，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的浓度分别为0.028、0.056 g/L. 盆内水深6.5 cm，上层光催化材料距水面1.5 cm，下层光催化材料距水底(盆底)1 cm. 9月20日在上海市农业科学院(30°57′N、121°28′E)进行阳光照射试验，分别于反应第1天10:00和18:00(分别记为D1-10:00、D1-18:00)和反应第2天12:00和18:00(分别记为D2-12:00和D2-18:00)采集水样，测定Chla、TOC、MCs、NH4+-N和NO3--N浓度以及有机物的组成.

1.5 分析方法

采用JSM-6700型扫描电子显微镜(SEM)、JEM-2100 型透射电子显微镜(TEM，日本JEOL公司)观察样品的表面形态；采用D8 Advance型X射线衍射仪(XRD，德国Bruker公司)对样品晶型谱分析，以CuKα为射线源(λ=0.154 1 nm)，扫描范围为10°～90°，扫描速率为8(°)/min；采用PHI-5000C型X射线光电子能谱仪(XPS，美国PHI公司)分析样品的元素组成和状态，以MgKα为射线源(h=1 253.6 eV)；采用Lambda 950型紫外可见分光光度计(美国PerkinElmer公司)扫描样品在200～800 nm范围内UV-Vis吸收光谱，以BaSO4作参比；采用F-4500型荧光分光光度计(日本HITACHI公司)利用三维荧光(EEM)对溶液中的有机物进行分析；Chla、TOC、MCs、NH4+-N和NO3--N浓度分别采用乙醇-分光光度法[23]、TOC分析仪、MCs平板试剂盒和AA3型流动分析仪测定；取样滴于血球计数板上，用显微镜观察计数，测定溶液中藻细胞的浓度.

2 结果与讨论

2.1 SEM和TEM分析

采用SEM和TEM观察b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的整体形貌，SEM、TEM如图1所示. 由图1(a)可以看出，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料接近球型，具有丰富的孔隙结构，且结构疏松，有利于对微米级藻细胞的吸附. 由图1(b)可以看出，b-N-TiO2均匀分布在Ag3PO4表面. 在合成过程中，Ag+首先吸附在b-N-TiO2的表面，再加入Na2HPO4形成沉积的Ag3PO4. 尽管Ag3PO4应该分布在b-N-TiO2的表面[24]，但这取决于两种材料的粒径[25]. 由于Ag3PO4的快速生长，其与b-N-TiO2相比具有更大的粒径，因此该研究中复合材料是b-N-TiO2修饰Ag3PO4. b-N-TiO2、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)的平均粒径分别为(12.8±3.3)[22]、(321.2±145.5) nm.

图1 b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的SEM和TEM图

2.2 XRD分析

不同光催化材料的XRD如图2所示，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料的XRD衍射图谱中，锐钛矿TiO2(JPCDS No.21-1272)和体心立方结构Ag3PO4(JPCDS No.06-0505)的主要晶面特征衍射峰均能观察到. 随着b-N-TiO2质量分数的增加，对应的TiO2衍射峰的强度也随之增加. 根据Debye-Sherrer公式可计算得到，Ag3PO4、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A)光催化材料中Ag3PO4的晶粒大小分别为88.58、104.37、105.57、83.06 nm，说明b-N-TiO2的加入量对Ag3PO4的结晶有影响. 可见，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料的合成是成功的.

图2 不同光催化材料的XRD图谱

2.3 XPS分析

不同光催化材料的XPS光谱如图3所示. 由图3(a)可以看出，纯Ag3PO4在Ag 3d3/2和Ag 3d5/2轨道上的光电子结合能分别为373.7、367.7 eV，表明Ag主要以Ag+的形式存在[26]. 负载b-N-TiO2(0.2T/A)后，Ag 3d的结合能向低能带方向位移0.1 eV，表明Ag3PO4和TiO2之间形成了Ag—O—Ti结构[27]. Ag—O—Ti结合能的位移是由于Ti的电负性(1.54)比P(2.19)弱[28]. 图3(b)中Ti 2p的XPS光谱也证实了Ti—Ag共价相互作用的形成. b-N-TiO2在Ti 2p1/2和Ti 2p3/2轨道上的光电子结合能分别为464.3、458.2 eV. Ti 2p的特征峰具有对称形状，低结合能侧的特征峰未观察到肩峰，表明Ti在b-N-TiO2中仅以Ti4+的形式存在[29]. b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的Ti 2p特征峰较宽，结合能向高能带方向位移0.4 eV，表明Ti—O—Ag的形成. Ag—O—Ti中Ti的结合能较高是由于Ag(1.93)比Ti(1.54)具有更强的电负性. 由图3(c)可以看出，b-N-TiO2位于529.5 eV处的O 1s光谱归属于TiO2中的晶格氧(Ti—O)[30]，而Ag3PO4在532.2 eV处的O 1s光谱与P—O有关[31]. 与b-N-TiO2相比，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的O 1s结合能向高能带方向位移0.7 eV，而与Ag3PO4相比，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的结合能则向低能带方向位移2.0 eV，这与Ag 3d和Ti 2p的位移相一致. 已有研究[32]表明，结合能与表面电子密度呈负相关. 因此，上述结果表明，在b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料中电子从b-N-TiO2向Ag3PO4表面转移，b-N-TiO2和Ag3PO4之间的相互作用有利于异质结的形成，从而促进复合材料中电子-空穴对的分离[33].

图3 不同光催化材料的XPS图谱

2.4 UV-Vis分析

不同光催化材料的UV-Vis漫反射吸收光谱如图4所示. 由图4可以看出，虽然b-N-TiO2在200～340 nm范围内的吸收强度比纯Ag3PO4和b-N-TiO2/Ag3PO4低，但b-N-TiO2可以更充分利用可见光. 在大于466 nm的区域，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料比纯Ag3PO4具有更高的可见光吸收强度. 随着b-N-TiO2添加量的增加，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料的吸收边缘发生红移，表明加入b-N-TiO2后，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料在可见光区域的响应范围增强，吸收强度也相应增强.

图4 不同光催化材料的UV-Vis谱图

2.5 不同光催化材料对Chla的光催化降解效率及其重复利用能力

为了进一步研究不同光催化材料的性能，在可见光照射下对铜绿微囊藻细胞中Chla开展降解试验. b-N-TiO2、Ag3PO4、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A) 6种光催化材料对Chla的光催化降解性能如图5所示. 由图5可以看出：在空白处理(未添加催化剂)中，Chla浓度变化较小，可忽略不计；b-N-TiO2在第1小时降解了33%的Chla，随后性能骤降，第2～8小时Chla浓度没有明显变化. 光照8 h 后，b-N-TiO2、Ag3PO4、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)和b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A) 6种光催化材料对Chla降解率分别为48.4%、75.0%、90.3%、98.1%、51.3%和95.0%. 表明b-N-TiO2的质量分数为44.3%(0.2T/A)时，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料降解Chla的性能最强，当b-N-TiO2的质量分数为54.4%(0.3T/A)时，反而会降低其性能. 一方面，当b-N-TiO2、Ag3PO4复合质量比超过一定数值后，过多的b-N-TiO2催化颗粒堆积反而成为电子和空穴复合中心，导致光催化效率降低[9]；另一方面，由于b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A)复合光催化材料所含b-N-TiO2的量较多，导致相同光催化材料浓度下，所含Ag3PO4的量降低，对可见光的利用率也随之降低[34]. b-N-TiO2、Ag3PO4、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A) 6种光催化材料对Chla降解符合拟一级动力学方程，反应速率常数分别为0.061 2、0.172 8、0.275 0、0.472 3、0.089 0、0.362 4 h-1(见表1)，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的降解速率常数最大，分别为b-N-TiO2、Ag3PO4、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.1T/A)、P25/Ag3PO4(0.2P25/A)、b-N-TiO2/Ag3PO4(0.3T/A)的7.72、2.73、1.72、5.31、1.30倍. 可见，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料比b-N-TiO2和Ag3PO4具有更好的光催化活性，其中，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的光催化降解性能最高.

图5 不同光催化剂降解Chla的效果

表1 不同光催化材料的拟一级动力学方程参数

试验针对b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料，考察其在可见光照射下降解铜绿微囊藻细胞中Chla的重复利用性能. 以8 h为试验周期，每次反应完成后，离心5 min (13 000 r/min)去除上清液并用PBS清洗4遍，再加入相同浓度的藻液，重复试验3次，结果如图6所示. 由图6可以看出，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料对Chla的降解效率优于Ag3PO4和P25/Ag3PO4(0.2P25/A). 在第1次试验中，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料对Chla的去除率为90.8%，随着重复试验次数的增加，其对Chla的去除效果有所下降，第2次和第3次试验分别降至88.6%和85.4%. 这可能是由于试验过程中b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料的少量损失或者清洗过程中其吸附的杂质未能有效去除[10]. 但在重复利用3次后，b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2T/A)复合光催化材料对Chla的去除率仍可达到85.4%，这充分证明了b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料具有良好的光催化活性和稳定性.

图6 不同光催化材料降解Chla的循环试验

2.6 固定化b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料对藻污染地表水的净化效果

五里湖地表水受有害藻类污染，Chla浓度为0.098 mg/L. 2019年9月20日10:00，在室外进行阳光照射试验，光照强度为48.0 mW/cm2. 光照2.5 h后采集5 mL水样，测定Chla浓度. 空白处理中Chla浓度为0.10 mg/L，与原水基本一致；单层光催化材料处理和双层光催化材料处理水体几乎变为无色，Chla浓度均低于分光光度计的检测限值. 由图7可以看出，双层光催化材料处理水体比单层光催化材料处理更为清澈. 可见，固定化b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料能有效降解藻类细胞中的Chla.

图7 原始地表水以及阳光照射2.5 h后的空白、单层光催化材料、双层光催化材料处理水体颜色的变化

图8为不同处理方式下水体中TOC、MCs、NH4+-N和NO3--N浓度随培养时间的变化. 由图8(a)可以看出，光照6 h后(D1-18:00)，空白处理中TOC浓度几乎无变化，而光催化材料处理中TOC浓度从初始的60.7 mg/L分别增至83.2 mg/L(单层光催化材料处理)和91.5 mg/L(双层光催化材料处理)，这是由于光催化材料的强氧化能力会破坏细胞壁，细胞壁的损伤会释放出胞内物质[26]. D2光催化效果有所下降，一方面，TOC含有更复杂的有机物，更难降解[35]；另一方面，D2云层覆盖较多，光照强度仅为2.02 mW/cm2，远低于D1，在相同的光催化材料条件下，弱光强会影响TOC的降解[36]. 由图8(b)可以看出，由于藻类细胞的生长繁殖，空白处理中MCs浓度逐渐升高，由初始的0.13 μg/L升至0.28 μg/L(D2-18:00). 光照6 h后(D1-18:00)，光催化材料处理中MCs浓度由初始的0.13 μg/L分别升至0.50 μg/L(单层光催化材料处理)和0.54 μg/L(双层光催化材料处理)，随着光照时间的增加(D2-18:00)，MCs浓度逐渐降至0.32 μg/L(单层光催化材料处理)和0.40 μg/L(双层光催化材料处理). 结果表明，光催化材料能同时去除藻细胞及其释放出的藻毒素. 由图8(c)可以看出，由于藻类细胞生长和繁殖，至试验结束(D2-18:00)，空白处理中NH4+-N浓度从3.27 mg/L迅速降至0.79 mg/L，降低了75.8%；而光催化材料处理中NH4+-N浓度分别减少了41.2%(单层光催化材料处理)和35.9%(双层光催化材料处理). 与空白处理相比，光催化材料处理中NH4+-N浓度较高，这是由于藻类细胞的降解减少了其对NH4+-N的吸收和转化. 由图8(d)可以看出，光催化材料处理中NO3--N浓度的变化趋势与NH4+-N相反. 与空白处理相比，光催化材料处理NO3--N浓度相对较高. 研究表明，NH4+-N在藻细胞内会被迅速同化成氨基酸，而NO3--N会被储存在液泡和细胞质中以供营养缺乏时使用[37]. 因此，在藻类细胞的降解过程中，储存在细胞内的NO3--N会被重新释放到水中.

图8 不同处理方式下水体中TOC、MCs、NH4+-N和NO3--N浓度随光照时间的变化

图9(a)(b)分别显示了原始地表水和经过8 h光照后双层光催化材料处理水体不同区域的荧光强度变化. 原始地表水包括：峰A，λEx/λEm=240～256 nm/330～350 nm，对应芳香族蛋白质类的物质；峰B，λEx/λEm=274～296 nm/310～350 nm，对应溶解性微生物代谢产物类物质；峰C，λEx/λEm=300～340 nm/390～430 nm，对应腐植酸类的物质；峰D，λEx/λEm=245～265 nm/390～430 nm，对应富里酸类物质[38]. 双层光催化材料处理经8 h光照后，A、C、D峰强度显著降低，B峰强度增大. 这表明，b-N-TiO2/Ag3PO4光催化材料不仅可以杀灭藻细胞，还可以对水体中和细胞破裂释放出的具备荧光性质的有机物(蛋白质类、腐殖酸类、富里酸类等)进行降解去除[39]，同时影响藻类的微生物活性，导致溶解性微生物代谢产物含量的增加[40]. 综上，该研究的复合光催化材料在有害藻类污染水处理方面具有潜在的应用前景.

图9 原始地表水和8 h光照后双层光催化材料处理水体中溶解性有机物的荧光图谱

3 结论

a) 采用高温煅烧制备了N掺杂黑色TiO2粉末(b-N-TiO2)，利用沉淀法将制备的b-N-TiO2负载到Ag3PO4表面，成功制备了b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料.

b) 通过SEM、TEM和XRD表征分析可知，制备的b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料接近球型，具有丰富的孔隙结构，b-N-TiO2均匀分布于Ag3PO4表面，并且存在较强的相互作用.

c) b-N-TiO2/Ag3PO4(0.2 T/A)复合光催化材料对铜绿微囊藻细胞中Chla的光催化降解效果最佳，可见光照射8 h后，Chla的降解率为98.1%，重复利用试验3次后，降解率仍可达到85.4%，b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料有较好的稳定性和光催化活性.

d) 固定化b-N-TiO2/Ag3PO4复合光催化材料在地表水试验中同样表现出良好的稳定性和光催化活性，自然界太阳光照射2.5 h后，Chla浓度由初始的0.09 mg/L降至检测限值以下，并对藻毒素和有机物有去除作用.