自然水体中广泛存在着药品及个人护理用品(PPCPs)已是不争的事实,由此造成对人类健康和生态环境安全的威胁,已引起了学界和公众的普遍关注。PPCPs种类繁多,包括抗生素、人工合成麝香、农药、除草剂等,是一类新型的微污染物质。它们在生产、运输、存储和使用等过程中进入环境,并以痕量浓度存在。由于它们通常都具有难生物降解的特性,一般污水处理厂的传统处理工艺难以将其彻底除去的同时,也在不断地被引入环境中,因此被人们称为“伪持续性”污染物。对于PPCPs而言,水环境中的光降解是一种重要的非生物降解途径,研究PPCPs在水环境中的光降解环境行为具有十分重要的意义。萘普生(Naproxen,NPX),化学名称为α-甲基-6-甲氧基-2-萘乙酸,是一种常用的非甾体消炎镇痛类非处方药,是全球主要的解热镇痛药和最畅销的四大非处方药之一。目前,关于NPX的光降解研究还是缺乏系统性,关于光降解机制、环境因子及其复合作用的影响机制,尚不明确。特别是共存金属氧化的吸附和光催化作用及其机制,还没有得到充分的关注和认识。本研究中,以NPX为模型污染物,研究其在纯水中的光降解动力学、光降解机制,并通过模拟自然水体,考察环境因子及其复合作用对NPX光降解的影响,分析其中的机理作用,目的在于清晰掌握NPX的环境光化学行为,为评价NPX的环境归趋和生态风险提供理论依据。同时,为了控制和消除NPX对环境的污染,利用水环境中共存的金属氧化物(羟基)氧化铁作为光催化材料,研究其对NPX的吸附和光降解影响,探讨共存金属氧化物对NPX光催化去除的应用。首先,本文考察了纯水中NPX的光降解机制。在紫外光照射下,NPX的光降解过程符合准一级动力学方程。同时,通过淬灭实验证明了 NPX在水环境中的光降解过程包括直接光降解和自敏化光降解。在NPX光降解过程中,·OH、1O2和O2·-对NPX光降解贡献率分别为21.12%、15.94%和64.14%。其中,直接光降解是NPX光降解的主要降解方式,其反应速率大于自敏化光降解的反应速率。增加NPX的初始浓度,则自敏化光降解的贡献率增大,导致NPX的光降解速率随之减少。溶液的pH值能改变NPX在水体中的存在形态,即NPX分子上的电子云密度,以及基团的稳定性。在pH=7时,NPX的光降解速率最小,其光降解光降解优异性:酸性>碱性>中性。升高温度能有利于NPX的光降解,但总体而言,影响不大。此外,增加溶液中溶解氧(DO)的浓度有利于自敏化光降解反应,但不利于直接光降解反应。本文还研究了在紫外照射下,水中溶解性物质及其复合状态下对NPX光降解的影响。加入N03-或NO2-,都能抑制NPX的光降解。这是因为NO3-和NO2-都能与NPX竞争吸收光子,产生光屏蔽作用;同时,NO3-能增加体系中的·OH,N02-则淬灭体系中的.OH,最终都表现为对NPX光降解的抑制。NH4+对NPX的光降解影响不大。卤素离子中,C1-和Br-均对NPX的光降解产生抑制作用,I-产生促进作用。因为卤素离子不但能消除3NPX*,抑制NPX的直接光降解,还产生活性物种,促进NPX的自敏化光降解,同时对NPX产生光屏蔽。但由于卤素离子被紫外光照射后,也能产生自身单质,并生成具有氧化性的次卤酸HXO。对NPX光降解抑制的总体表现为:Cl->Br->I-。金属离子(Fe3+、Fe2+、Cu2+、Zn2+)都对NPX的光降解产生抑制。这是由于金属离子(Fe3+、Fe2+、Cu2+、Zn2+)与NPX的吸收光谱部分重合;第二,金属离子与H2O结合形成络合物,降低反应体系的透光度,同时产生·OH促进NPX的光降解;第三,Fe3+和Cu2+可与OH-产生沉淀,影响NPX的光降解。表面活性剂中,十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)能促进NPX的光降解,十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和吐温-80(Tween-80)则能产生抑制作用。三种表面活性剂与NPX竞争吸收光子外,同时存在静电作用和增溶作用,这两种作用力的大小与表面活性剂分子表面所带的电荷相关,从而影响NPX光降解。腐植酸(HA)能抑制NPX的光降解,一方面是HA和NPX有部分光谱重叠;另一方面,HA产生激发态3HA*,促进NPX光降解;最后,HA能淬灭3NPX*,影响NPX光降解。加入丙酮能促进3NPX*的生成,从而促进NPX的光降解。双氧水(H2O2)因为在紫外光照射下产生·OH,促进了 NPX的光降解。碳酸氢根(HCO3-)因为对.OH的清除作用和轻微的光屏蔽作用,抑制NPX的光降解。两种色素亚甲基蓝(MB)和结晶紫(CV)由于本身的颜色影响了体系的透光度,且与NPX的吸收光谱部分重合,所以抑制了NPX的光降解。另外,本文还考察了不同pE值下,氮体系和铁体系中各离子间的相互转化,探讨了不同形态氮或铁对NPX的复合影响。结果表明,不同形态氮之间存在着拮抗作用,不同形态铁之间存在着协同作用。同时,研究了 NPX在自来水和珠江水中的光降解情况。实验发现,NPX在自来水和珠江水中的光降解速率都比纯水中慢,光降解速率常数分别为0.0220 min-1和0.01 72min-1。最后,选择水体中常见的悬浮物羟基氧化铁(γ-FeOOH)作为研究对象,考察其对NPX在水体中的迁移和归趋影响。结果表明,增加NPX的初始浓度和升高温度,有利于γ-FeOOH对NPX的吸附,这是扩散驱动力和分子热运动作用的结果。pH=7时γ-FeOOH吸附NPX的效果最好,是由于pH改变了γ-FeOOH和NPX间的静电吸附和化学键吸附。Lagergren准二级动力学模型和Langmuir等温模型均能较好的描述γ-FeOOH对NPX的吸附过程。内部扩散过程是吸附反应的控制步骤,但不是唯一的控制步骤。通过热力学分析表明,γ-FeOOH吸附NPX的过程是自发的,吸热的,且自由度减小的过程。增加溶液中γ-FeOOH浓度能促进NPX的光降解,γ-FeOOH浓度和反应速率常数间的关系为:k=0.05577[FeOOH]0.1394。当γ-FeOOH浓度一定时,NPX的光降解速率随着溶液中初始浓度的增加而降低。NPX浓度和反应速率常数间的关系为:k=0.03790[NPX]-0.1673。γ-FeOOH对NPX的光催化,是半导体光催化和表面配合共同作用的结果。综上所述,NPX在水体中可发生直接光降解和自敏化光降解,同时,水中的溶解性物质和悬浮物能对光降解产生影响。本研究清晰展示了水环境中NPX的光降解行为及其机理,为人们更好的认识和预测NPX的光化学行为,探索利用共存物光催化去除NPX提供了重要的指导作用和实践意义。