CN115212899A

CN115212899A - 一种光芬顿催化剂及其制备方法和应用

Info

Publication number: CN115212899A
Application number: CN202210699464.0A
Authority: CN
Inventors: 黄宇雄; 孙林潇; 谭贤军
Original assignee: Tsinghua-Berkeley Shenzhen Institute
Current assignee: Tsinghua-Berkeley Shenzhen Institute
Priority date: 2022-06-20
Filing date: 2022-06-20
Publication date: 2022-10-21

Abstract

本发明公开了一种光芬顿催化剂及其制备方法和应用，本发明提供的光芬顿催化剂包括二硫化钼和羟基氧化铁；其中二硫化钼的形状为片状，且同时具有1T相和2H相；羟基氧化铁负载于二硫化钼上。本发明提供的光芬顿催化剂，可实现对水中典型抗生素污染物的快速降解。本发明还提供了上述光芬顿催化剂的制备方法和应用。

Description

一种光芬顿催化剂及其制备方法和应用

技术领域

本发明涉及水处理技术领域，尤其是涉及一种光芬顿催化剂及其制备方法和应用。

背景技术

在过去的几十年中，抗生素已被广泛应用于临床医疗和畜禽水产等领域，然而抗生素的不合理的使用导致其在各类环境介质中积累，严重影响了饮用水的安全供应。同时，最近有研究表明，在猪肉、蔬菜、牛奶等产品中也检测出了抗生素残留，对成为人体健康造成了潜在的威胁。此外，环境中抗生素的存在还会诱发耐抗生素的超级细菌，影响公共卫生安全。其中，磺胺类的抗生素因其抗菌谱广、性质稳定等特点被广泛地应用在医学和畜禽养殖中，因此该类抗生素也在环境中被频繁检出，被确定为持久性污染物，严重危害人体健康和生态系统的安全。

针对含磺胺类抗生素的污水，传统处理方法有吸附法、过滤法、生物处理法、高级化学氧化法(包括芬顿法、光催化)等，其中最常用的是芬顿法。但芬顿法存在过氧化氢消耗量高、铁离子循环慢等问题，且反应后产生大量铁泥，增加处理成本。光催化作为一种高效、低成本、环境友好型的高级氧化技术，也被应用在抗生素污染水体的处理中。但是，无论是芬顿法还是光催化法，单一的处理技术对水的处理能力均较为有限，很难对抗生素污染物进行高效降解和矿化，因此将芬顿技术和光催化高级氧化技术耦合，形成光芬顿技术，有望实现抗生素污染物的高效控制和削减，对水环境中抗生素等新污染物的降解去除具有重要的现实意义。

然而，光芬顿体系中光生电荷传输能力较为有限，这显著影响了光芬顿技术的效率。研究发现，通过构筑肖特基结可以有效提高光生电荷的分离效率。肖特基结作为金属-半导体复合材料构成的异质结，可以显著扩宽光的捕获能力以及提高光生电子空穴对的分离效率。而传统肖特基结通常采用Au、Ag、Pt等贵金属作为导体传递转移电子，但高昂的成本使这种肖特基型的催化剂很难广泛应用于实际水体的处理。

因此，针对现有光芬顿技术中肖特基催化剂成本较高以及催化效率低下的问题，开发经济高效的光芬顿催化剂对拓展光芬顿技术在抗生素污染废水领域的应用具有重要的意义。

发明内容

本发明旨在至少解决现有技术中存在的技术问题之一。为此，本发明提出一种光芬顿催化剂，价格低廉，配合光芬顿法，能够有效提高水中污染物的处理效率。

本发明还提供了上述光芬顿催化剂的制备方法。

本发明还提供了一种上述光芬顿催化剂的应用。

根据本发明的第一方面实施例，提出了一种光芬顿催化剂，所述光芬顿催化剂包括：

二硫化钼，所述二硫化钼的形状为片状，且同时具有1T相和2H相；

羟基氧化铁，所述羟基氧化铁负载于所述二硫化钼表面。

根据本发明实施例的控制方法，至少具有如下有益效果：

(1)在众多光催化剂中，二硫化钼(MoS₂)作为过渡金属硫化物，以其优异的光捕获能力而被广泛关注。其中2H相(半导体，带隙为1.2～1.9eV)常被应用于光催化反应中，1T相(导电)通常由2H相制备得到，通常被用于产氢、超级电容器、电池、光催化等领域。

本发明提供的光芬顿催化剂中，二硫化钼同时含有1T相和2H相，构成了异相结，在光照条件下，1T相的二硫化钼能快速转移半导体2H相二硫化钼产生的光生电子，从而有效抑制了光生电子和空穴的耦合。由此，产生的光生电子也为羟基氧化铁中三价铁到二价铁的转换和自由基的产生提供了更多的电子。

同时，二硫化钼和负载在其上的羟基氧化铁，在光照条件下可形成Fe²⁺/Fe³⁺、Mo⁴⁺/Mo⁶⁺双反应位点，更有利于光芬顿法对水中有机污染物的分解。

综上，由于二硫化钼1T相和2H相的结合作用，加之二硫化钼和羟基氧化铁之间的相互作用，当本发明提供的光芬顿催化剂用于光芬顿法进行水处理时，可有效提升水处理的效率。

(2)与传统的贵金属相比，本发明提供的光芬顿催化剂中，钼和铁均较为廉价，因此可提升水处理过程的经济性。

根据本发明的一些实施例，所述羟基氧化铁的粒径为5～10nm。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼和所述羟基氧化铁中铁的摩尔比为1：0.25～1.5。

在上述摩尔比例范围内，所得光芬顿催化剂中二硫化钼和铁可稳定存在，且都能起到对应的作用，最终提升光芬顿氧化法对水的处理效率。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂为纳米片组装成的纳米花颗粒。

催化反应包括吸附和反应两个阶段，其中纳米花颗粒的特殊结构，提供了供吸附用的大表面积，由此，提升了所得光芬顿催化剂的光催化活性。

根据本发明的一些实施例，所述纳米花颗粒的粒径为100～150nm。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂具有可见光响应性。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂的制备原料还包括助剂。

根据本发明的一些实施例，所述助剂包括粘结剂或导电剂中的至少一种。

根据本发明的第二方面实施例，提供了所述光芬顿催化剂的制备方法，包括将所述二硫化钼、三价铁盐和碳酸氢盐在醇溶剂中混合反应。

所述制备方法的机理包括：三价铁盐在碳酸氢盐提供的弱碱性条件下发生水解反应，生产羟基氧化铁，附着在所述二硫化钼表面。

根据本发明实施例的制备方法，至少具有如下有益效果：

根据S-Mo-S(二硫化钼)层状结构中下层S原子的不同位置，可被分为导电的1T相和半导体的2H相。2H相的二硫化钼，可以通过调节层数、原子掺杂、构建异质结等方式进行调控带隙。1T相的二硫化钼可以通过锂剥离、铵离子掺杂、直接电子注入等方法由2H相转化而来。但是若环境控制不当，1T相容易重新转化生成2H相，使其失去异质结的作用。

本发明提供的制备方法，仅通过简单的搅拌即可进行，不需要进行额外的加热等操作，不仅条件简单，还尽可能避免了沉积羟基氧化铁的过程中，破坏二硫化钼的1T相。

因此，通过制备方法的调整，本发明在不改变1T/2H相异质结，也不影响异质结界面电荷传输能力的情况下，实现了羟基氧化铁超微纳米颗粒的均匀负载。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的制备方法包括先以水热法合成三氧化钼，再以所得三氧化钼为钼源，水热法合成所述二硫化钼。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼的水热法合成，制备原料包括钼酸铵和酸。

根据本发明的一些实施例，所述钼酸铵包括水合钼酸铵和无水钼酸铵中的至少一种。

根据本发明的一些实施例，所述酸包括盐酸和硝酸；由此为所述三氧化钼的水热法合成提供了酸性环境。

根据本发明的一些实施例，所述氧化钼的水热法合成中，所述钼酸铵的浓度约为0.02g/mL。

根据本发明的一些实施例，所述氧化钼的水热法合成中，酸的体积约占反应体系体积的1/6(以68wt％硝酸或12M盐酸的体积计)。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼的水热法合成，温度为160～200℃。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼的水热法合成，温度约为180℃。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼的水热法合成，时长为10～14h。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼的水热法合成，时长约为12h。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的制备方法，还包括在水热法合成所述三氧化钼后，冷却反应体系，之后对其进行固液分离并洗涤所得固体三氧化钼。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的水热法合成，制备原料包括所述三氧化钼和硫氰酸钾。

根据本发明的一些实施例，所述三氧化钼和硫氰酸钾的摩尔比为1：(4～8)。其中硫氰酸钾的浓度与所得二硫化钼中1T相的含量相关，在上述浓度范围内，可合成同时具有1T相和2H相的二硫化钼。

根据本发明的一些实施例，在水热法合成所述二硫化钼的体系中，所述硫氰酸钾的浓度为0.3～0.4mol/L。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的水热法合成，温度为200～220℃。

根据本发明的一些优选的实施例，所述水热法合成所述二硫化钼，温度约为210℃。

根据本发明的一些实施例，所述水热法合成所述二硫化钼，时长为22～26h。

根据本发明的一些实施例，所述水热法合成所述二硫化钼，时长约为24h。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的制备方法，还包括在水热法合成所述二硫化钼后，冷却反应体系，之后对其进行固液分离、洗涤所得固体二硫化钼，并干燥所得二硫化钼。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼的干燥方法为真空干燥；优选地，所述真空干燥的温度约为40℃。

根据本发明的一些实施例，所述三价铁盐包括水合氯化铁和无水氯化铁中的至少一种。

根据本发明的一些实施例，所述二硫化钼和三价铁盐中铁的摩尔比为1：0.25～1.5。

根据本发明的一些优选的实施例，所述二硫化钼和三价铁盐中铁的摩尔比为1：0.5～0.6。

根据本发明的一些实施例，所述碳酸氢盐包括碳酸氢铵、碳酸氢钠和碳酸氢钾中的至少一种。

根据本发明的一些实施例，所述碳酸氢盐和所述三价铁盐中铁的摩尔比为10～14:1。

根据本发明的一些实施例，所述碳酸氢盐和所述三价铁盐中铁的摩尔比约为12:1。

根据本发明的一些实施例，所述醇溶剂包括乙醇和甲醇中的至少一种；由此，作为溶剂，提供了一种液相的反应环境。与传统方法中所用水溶剂相比，本发明采用醇溶剂，降低了三价铁盐水解的速率，更便于形成粒径均匀的羟基氧化铁。

根据本发明的一些实施例，所述混合反应的时长为6～10h。

根据本发明的一些实施例，所述混合反应的时长约为8h。

根据本发明的一些实施例，所述混合反应在搅拌中进行；优选地，所述搅拌的转速约为600rpm，由此所述三价铁盐和所述碳酸氢盐的溶解速度更快，两者间接触更充分，所得羟基氧化铁的粒径也更均匀。

根据本发明的一些实施例，所述混合反应中，所述三价铁盐在反应体系中的浓度为11～13mM。

根据本发明的一些实施例，所述混合反应中，所述三价铁盐在反应体系中的浓度约为12.5mM。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂的制备方法还包括在所述混合搅拌后进行固液分、洗涤所得固体并对所得固体进行干燥。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂的干燥方法为真空干燥优选地，所述真空干燥的温度约为40℃。

根据本发明的一些实施例，所述光芬顿催化剂的制备方法，包括如下步骤：

S1.将四水合钼酸铵和硝酸的混合水溶液进行水热反应制得三氧化钼；

S2.将硫氰酸钾和步骤S1所得三氧化钼的混合分散液进行水热反应制得所述二硫化钼；

S3.将三价铁盐、碳酸氢盐和步骤S2所得二硫化钼在乙醇中混合搅拌。

根据本发明的第三方面实施例，提供了一种水处理方法，所述水处理方法包括向待处理污水中添加所述的光芬顿催化剂后，向所得污水中添加过氧化氢并在光照条件下进行反应。

所述水处理方法的机理如下：光照条件下，2H相的二硫化钼产生光生电子和空穴，光生电子转移至1T相的二硫化钼上，避免光生电子和空穴的复合。在光生电子和空穴的作用下，光芬顿催化剂中会产生Fe²⁺/Fe³⁺、Mo⁴⁺/Mo⁶⁺双反应位点，过氧化氢能利用更多的位点提供更多的自由基用于污染物降解，由此实现了待处理污水中有机物的去除。

也就是说，本发明提供的水处理方法相当于构建了一个非均相的，光催化辅助的芬顿处理方法，由于非均相体系的构建、特殊光芬顿催化剂的使用，显著提升了芬顿处理的效率。

由于所述水处理方法采用了上述实施例的光芬顿催化剂的全部技术方案，因此至少具有上述实施例的技术方案所带来的所有有益效果。

根据本发明的一些实施例，所述水处理方法中，添加所述光芬顿催化剂后，需遮光吸附30～60min。

根据本发明的一些实施例，所述水处理方法中，添加所述光芬顿催化剂后，需遮光吸附约30min。

由此，待处理污水中的污染物可充分吸附至所述光芬顿催化剂表面，最终可提升所述水处理方法的效率。也可更好的验证物理吸附和化学降解在所述水处理方法中的应用。

根据本发明的一些实施例，所述待处理污水中含抗生素污染物。

根据本发明的一些实施例，所述抗生素污染物包括磺胺甲恶唑。

根据本发明的一些实施例，所述水处理方法，在20min内对待处理污水中污染物的去除率≥66％。

若无特殊说明，本发明中固液分离的方法包括离心、过滤、自然沉降中的至少一种。

若无特殊说明，本发明中的洗涤包括水洗、乙醇洗中的至少一种。

其中，洗涤的次数为2～10次，优选为3～6次。洗涤的方法可以是水洗5次，也可以是水洗3次后乙醇洗3次。

若无特殊说明，本发明中的“约”表示误差范围在±2％之间。

本发明的其它特征和优点将在随后的说明书中阐述，并且，部分地从说明书中变得显而易见，或者通过实施本发明而了解。

附图说明

本发明的上述和/或附加的方面和优点从结合下面附图对实施例的描述中将变得明显和容易理解，其中：

图1是本发明实施例1中制备光芬顿催化剂的流程示意图；

图2是本发明实施例1所得光芬顿催化剂的扫描电镜图；

图3是本发明实施例1所得光芬顿催化剂的高倍透射电镜图；

图4是本发明实施例1和对比例1所得光芬顿催化剂的XRD图谱；

图5是本发明实施例2、对比例2和对比例7中磺胺甲恶唑的降解速率图；

图6是本发明对比例4、对比例6中磺胺甲恶唑的降解速率图。

具体实施方式

以下将结合实施例对本发明的构思及产生的技术效果进行清楚、完整地描述，以充分地理解本发明的目的、特征和效果。显然，所描述的实施例只是本发明的一部分实施例，而不是全部实施例，基于本发明的实施例，本领域的技术人员在不付出创造性劳动的前提下所获得的其他实施例，均属于本发明保护的范围。

实施例1

本实施例制备了一种光芬顿催化剂，制备方法的流程示意图如图1所示，具体步骤为：

S1.制备三氧化钼：

S1a.将0.6g四水合钼酸铵、25mL水和5mL硝酸(约68wt％)混合后搅拌30min，形成前驱体溶液，将前驱体溶液移至反应釜中，在180℃下反应12h，冷却至室温(10～40℃，该温度只是为了避免后续处理烫伤，在该范围内均不影响所得光芬顿催化剂的性能)后取出；

S1b.将步骤S1a得到的混合物离心，并用水洗涤离心所得固体产物5次，得到MoO₃。

S2.制备含有1T和2H相的二硫化钼：

S2a.将步骤S1所得的MoO₃、1.98g硫氰酸钾和60mL水混合搅拌30min，后移至反应釜中，在210℃下反应24h，冷却至室温后取出；其中MoO₃和硫氰酸钾的摩尔比约为5.8。

S2b.将步骤S2a所得混合物离心，分别用水、乙醇洗涤离心所得固体产物3次，后将洗涤后的固体产物放入真空干燥箱中干燥(温度约为40℃)，得到含有1T和2H相的二硫化钼(下称1T/2H-MoS₂)。

S3.沉积羟基氧化铁：将0.16g步骤S2所得产物、0.474g碳酸氢铵、0.135g六水合氯化铁和40mL乙醇搅拌8h，进行离心并分别用水、乙醇洗涤离心所得固体产物3次，后放入真空干燥箱中干燥(约为40℃)，得到光芬顿催化剂(下称1T/2H-MoS₂@FeOOH)。

本实施例所得光芬顿催化剂的粒径为100～150nm，具有纳米花状结构，每个纳米花颗粒由多个片状材料(二硫化钼纳米片)组装而成。显示形貌的扫描电镜图如图2所示。微观形貌结果还显示，纳米花上负载有部分不同于片状结构的颗粒物，粒径在5～10nm之间，附着位置多在纳米花中片状结构的连接部位，也就是说，羟基氧化铁确实已经生成，且负载在了本实施例制得的光芬顿催化剂上。

本实施例制备得到的光芬顿催化剂中，显示出了二硫化钼的2H相，也显示出了二硫化钼的1T相(对应晶面间距为0.27nm)，两相的差异在于硫原子的排列方式不同。具体高倍透射电镜图如图3所示(根据质厚衬度，图3中浅颜色的表示硫，深颜色的表示钼)。

本实施例所得光芬顿催化剂的XRD图谱中，2H相二硫化钼的特征峰(标准图谱为13.9°)发生了分裂，分裂后的峰位(2θ值)分别为9.3°和17.7°，说明本实施例所得光芬顿催化剂中含有二硫化钼的1T/2H异相结。本申请中生成的羟基氧化铁为无定形状，因此在XRD中未显示对应的峰。具体XRD图谱如图4所示。

实施例2

本实施例提供了一种水处理方法，具体包括以下步骤：

D1.将4mg实施例1所得的光芬顿催化剂添加至待处理水样中，遮光吸附30min，遮光吸附的过程中进行搅拌以提升传质速率；

待处理水样的体积为40mL，是浓度为10mg/L的磺胺甲恶唑溶液；

D2.向步骤D1所得混合物中添加过氧化氢，在光芬顿处理过程中，过氧化氢的浓度为1mol/L，后在光照条件下(波长为427nm的LED灯)进行反应(也称光芬顿催化降解)；记录不同时间待处理水样中磺胺甲恶唑的浓度。

结果显示本实施例中，在20min时，水样中磺胺甲恶唑的浓度即降低了66％，说明本发明提供的光芬顿催化剂，具有良好的光催化活性，可有效催化降解水中有机物的分解。

具体的，除了羟基氧化铁和过氧化氢作用外，二硫化钼也起到了催化剂的作用。因为异质结结构中的1T相会加速2H相在光照条件下产生的电子的转移，从而降低光生电子-空穴的复合率，提高电子的利用率，产生更多自由基，更快降解更多的污染物。

对比例1

本对比例制备了一种光芬顿催化剂，与实施例1的区别在于：

步骤S2中制备得到的是仅有2H相的二硫化钼；具体的：

在步骤S2b后，增设煅烧步骤：将步骤S2b所得产物在氩气中于250℃下煅烧2h；步骤S3所用二硫化钼为煅烧后的产物。

本实施例所得光芬顿催化剂，后称2H-MoS₂@FeOOH。

XRD图谱也显示，本实施例所得光芬顿催化剂中，二硫化钼确实是2H相的，仅显示了2H相在13.9°的特征峰。具体XRD图谱如图5所示。

对比例2

本对比例提供了一种水处理方法，具体与实施例2的区别在于：

本对比例所用光芬顿催化剂来自对比例1。

测试结果显示，在20min时，水中磺胺甲恶唑的降解率为47％；由此说明，与实施例2相比，对比例1制备得到的光芬顿催化剂的催化性能显著劣于实施例1。具体过程结果如图5所示。

对比例3

本对比例制备了一种羟基氧化铁(下称FeOOH)，具体与实施例1的区别在于：

不包括步骤S1～S2；步骤S3中不添加步骤S2所得产物。

对比例4

本对比例所用光芬顿催化剂来自对比例3，为羟基氧化铁。

测试结果显示，在20min时，水中磺胺甲恶唑的降解率为20％；由此说明，若光芬顿催化剂中不包括二硫化钼的异质结，则在处理水中的有机污染物的效率显著下降。具体结果如图6所示。

对比例5

本对比例制备了一种同时具有1T相和2H相的二硫化钼(下称1T/2H-MoS₂)，具体与实施例1的区别在于：

不包括步骤S3，即直接以步骤S2的产物为产物。

对比例6

本对比例提供了一种水处理方法，具体步骤为：

D1.将4mg对比例5所得的二硫化钼添加至待处理水样中，遮光吸附30min，遮光吸附过程中进行搅拌以提升传质速率；

待处理水样的体积为40mL，是浓度为10mg/L的磺胺甲恶唑溶液；

D2.向步骤D1所得混合物中添加过氧化氢和2mg三价铁盐，后在光照条件下进行反应；记录不同时间待处理水样中磺胺甲恶唑的浓度；过氧化氢在光芬顿体系中的浓度为1M。

结果显示本实施例中，在20min时，水样中磺胺甲恶唑的浓度仅降低了20％，说明采用1T/2H-MoS₂作为光芬顿催化剂催化芬顿氧化反应时，即便在后续过程芬顿试剂中的铁也会沉积在1T/2H-MoS₂上，但沉积产生的材料并不具备实施例1所得光芬顿催化剂的光催化活性。具体测试结果如图6所示。

并且，与实施例2相比，本对比例提供的水处理方法还会产生大量的铁泥，造成二次污染。

对比例7

本对比例提供了一种水处理方法，与实施例2的区别在于：

全程遮光处理。

结果显示，在避光条件下，20min内磺胺甲恶唑的降解比例仅为51％。具体结果如图5所示。

二硫化钼异质结转移电子能力强，利于反应的加速发生和反应物的降解，因此降解率较高。若在避光条件下则为芬顿体系(也需要电子转移)，若在光条件下则为光芬顿体系，光芬顿体系的效率会高于芬顿体系。因此本对比例的降解比例高于其他对比例，但是低于各实施例。

本发明提供的光芬顿催化剂，具有良好的光催化活性，可有效催化降解水中有机物的分解。

为更好的对比各实施例、对比例中水处理的效率，特将实施例2、对比例2、对比例4、对比例6～7的过程结果罗列如表1所示。

表1实施例和对比例水处理的过程结果(按浓度计mg/L)

	实施例2	对比例2	对比例4	对比例6	对比例7
						-30min	10	10	10	10	10
0min	8.8	9.3	9.8	9.8	8.9
						2min	4.9	8.1	9.4	8.6	5.6
5min	4.3	7.9	9.1	8.3	5.2
						10min	3.8	7.2	8.7	8.1	5.0
20min	3.4	5.3	8.0	8.0	4.9

-30min～0min中，污染物的浓度下降是因为污染物被吸附到了催化剂上。

根据实施例1～2和对比例1～7记载的过程以及表1记载的过程数据可知，由于本发明提供的光芬顿催化剂具有1T/2H异质结，加之和羟基氧化铁的协同作用，当用于光催化芬顿降解水中有机物的时候，可有效提升降解速率；

但是若光芬顿催化剂中不包括上述异质结、遮光条件、单纯的羟基氧化铁或者1T/2H-MoS₂与芬顿氧化相配合，水中有机物的降解速率均显著低于本发明提供的方法。

上面结合附图对本发明实施例作了详细说明，但本发明不限于上述实施例，在所属技术领域普通技术人员所具备的知识范围内，还可以在不脱离本发明宗旨的前提下作出各种变化。

Claims

1.一种光芬顿催化剂，其特征在于，所述光芬顿催化剂包括：

羟基氧化铁，所述羟基氧化铁负载于所述二硫化钼表面。

2.根据权利要求1所述的光芬顿催化剂，其特征在于，所述光芬顿催化剂为纳米片组装成的纳米花颗粒。

3.根据权利要求2所述的光芬顿催化剂，其特征在于，所述纳米花颗粒的粒径为100～150nm。

4.一种如权利要求1～3任一项所述光芬顿催化剂的制备方法，其特征在于，包括将所述二硫化钼、三价铁盐和碳酸氢盐在醇溶剂中混合反应。

5.根据权利要求4所述的制备方法，其特征在于，所述二硫化钼和三价铁盐中铁的摩尔比为1：0.25～1.5。

6.根据权利要求4所述的制备方法，其特征在于，所述碳酸氢盐和所述三价铁盐中铁的摩尔比为10～14:1。

7.根据权利要求4所述的制备方法，其特征在于，所述混合反应的时长为6～10h。

8.根据权利要求4～7任一项所述的制备方法，其特征在于，所述二硫化钼的制备方法包括先以水热法合成三氧化钼，再以所得三氧化钼为钼源，水热法合成所述二硫化钼。

9.一种水处理方法，其特征在于，包括向待处理污水中添加如权利要求1～8任一项所述的光芬顿催化剂后，向所得污水中添加过氧化氢并在光照条件下进行反应。

10.根据权利要求9所述的水处理方法，其特征在于，所述待处理污水中含有抗生素污染物。