CN116216665B

CN116216665B - 一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法

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Publication number: CN116216665B
Application number: CN202310049553.5A
Authority: CN
Inventors: 梁洁; 罗鸿兵; 林源茂; 刘晓玲; 张可; 江兵; 陈柯羽; 张笑笑; 安晓婵; 杨璐菡; 李林; 莫忧
Original assignee: Sichuan Agricultural University; Sichuan Water Conservancy Vocational College
Current assignee: Sichuan Agricultural University; Sichuan Water Conservancy Vocational College
Priority date: 2023-02-01
Filing date: 2023-02-01
Publication date: 2024-02-23
Anticipated expiration: 2043-02-01
Also published as: CN116216665A

Abstract

本发明公开了一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，属于水中污染物处理技术领域。改性石墨相氮化碳是将三聚氰胺和氯化铵按重量比1∶(0.2‑3)混合均匀后烧制得到。将所述的改性石墨相氮化碳加入含有甲氧苄啶的溶液中，达到吸附‑解吸平衡后加入过二硫酸盐，在可见光作用下催化降解甲氧苄啶。本发明的改性石墨相氮化碳作为光催化剂，制备方法简单，原料易得，成本较低，稳定性好，易于操作，适合规模化生产，降解水体中甲氧苄啶的方法简单，绿色环保，降解效率高，两小时降解率可达99％以上，可以对水体中甲氧苄啶进行有效去除。

Description

一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法

技术领域

本发明涉及一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，属于水中污染物处理技术领域。

背景技术

近些年来，由于药品及个人护理用品(pharmaceuticals and personal careproducts，PPCPs)的广泛使用及其持久性，导致经常在水环境中检测出这类物质。PPCPs与人类日常生活息息相关，其应用广泛，并且种类众多，包括人类与动物的药物(例如，抗生素、抗炎药和血脂调节剂等)和个人护理产品(例如，香水、消毒剂和防腐剂等)。目前PPCPs已经广泛存在于各种水体环境中，几乎所有的地表水、地下水和海洋中都能检测到。水体环境中存在的大量的PPCPs以及他们相关的副产物会对环境造成巨大的影响，其中水生和陆地环境中的生物最有可能受到影响。PPCPs可能会与环境中其他的污染物混合存在，因此即使在较低的浓度下也会对水生和陆生动物产生协同的有害作用。

在这些药物中，抗生素是应用最广泛的一类，抗生素广泛应用于人类和牲畜以及水产养殖中，抗生素的消费量一直在增加，一是由于全球人口的增长，药物越来越容易获取促进了抗生素的使用；二是由于动物蛋白的需求上升，从而使养殖业需要更多的使用生长促进剂和抗生素。甲氧苄啶(TMP)是常见的处方抗生素之一，TMP是一类具有抗菌功能的附属抗生素，主要用于治疗肠道、泌尿道和呼吸道感染，以及其他疾病如小肠结肠炎和儿童中耳炎、支气管炎，同时TMP由于其广泛的抗菌功能，也广泛应用于水产养殖和兽医方面。但TMP在人体和动物消化道中的代谢吸收较差，因此，约80％的TMP会随消费者的粪便和尿液排出。由于TMP在水生环境中的降解速度相对较慢，半衰期大约为30天，水生环境中抗生素的长期存在可能导致抗生素耐药性的发生，从而影响水生生物和人类健康，TMP还会抑制淡水微藻等水生生物的正常发育和生长，因此十分有必要从水环境中去除TMP。

目前对于TMP这一类抗生素的去除方法有生物法、吸附法、膜技术以及高级氧化技术，但传统的生物法和吸附法对抗生素的去除率比较有限，膜技术虽然能有效去除污染物，但膜技术只是将抗生素从水体中去除但并未实现降解，剩余浓缩的污染物仍需要进一步的降解处理，其处置也是一个巨大的挑战。而高级氧化技术作为一种高效的氧化还原技术，通过反应体系产生的具有强氧化能力的自由基来降解污染物，具有反应速度快、矿化能力强等突出优势，可适用于高浓度抗生素水污染处理。高级氧化技术中的光催化氧化主要是通过半导体光催化剂在光的激发下光生电子和空穴分离后，产生具有氧化性的活性物质来实现污染物的去除，并且由于不可再生能源的日益枯竭，太阳能、风能和地热能在未来生活中占据了越来越重要的地位，尤其是太阳能，而光催化正好能将太阳能与解决环境污染问题相结合，所以成为了广大研究人员的研究热点。

高级氧化技术从根本上来说，其通过产生强氧化剂例如羟基自由基、硫酸根自由基等氧化剂从而对水体中污染物实现有效降解。近年来，硫酸根自由基受到了很大的关注，相较于羟基自由基，硫酸根自由基有着更长的持续时间，因此更适合用于水体中污染物的降解。目前硫酸根自由基可以由过二硫酸盐(PDS)和过一硫酸盐(PMS)在加热、过渡金属、紫外光解和非金属材料活化等条件下激发产生。但热活化和紫外光解都需要外部提供能源，耗能较大，对过硫酸盐的用量也较大，运用这类工艺相对昂贵，而过渡金属存在金属离子溶出的现象，并且部分金属氧化物本身的高密度会导致比表面积较小，从而无法与过硫酸盐和降解底物充分接触。

发明内容

为了解决上述技术问题，本发明提出了一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，将三聚氰胺和氯化铵混合均匀后高温煅烧制备出改性石墨相氮化碳，改性后的石墨相氮化碳既保持了原石墨相氮化碳高稳定性、低成本以及非金属性等优点，同时具有更大的比表面积、更高的光催化性能。为了加速改性石墨相氮化碳的光催化性能，以更有效去地除水体中的甲氧苄啶，将PDS加入系统中，形成改性石墨相氮化碳协同过硫酸盐光催化降解体系，实现了在可见光下对水体中甲氧苄啶的有效降解。

为实现上述目的，本发明提供了如下方案：

本发明的技术方案之一：

一种改性石墨相氮化碳的制备方法，将三聚氰胺和氯化铵混合均匀后，烧制得到。

进一步地，所述三聚氰胺和氯化铵的重量比为1∶(0.2-3)。

进一步地，所述烧制的温度为550℃，时间为3h，升温速率为4℃/min。

本发明的技术方案之二：

一种所述的制备方法制备得到的改性石墨相氮化碳。

本发明的技术方案之三：

所述的改性石墨相氮化碳在降解甲氧苄啶中的应用。

本发明的技术方案之四：

一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，将所述的改性石墨相氮化碳加入含有甲氧苄啶的溶液中，达到吸附-解吸平衡后加入过二硫酸盐，在可见光作用下催化降解甲氧苄啶。

进一步地，所述改性石墨相氮化碳的加入量为0.2-1g/L。

进一步地，所述过二硫酸盐的加入量为0.2-2g/L。

进一步地，所述可见光的功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm。

进一步地，所述含有甲氧苄啶的溶液中甲氧苄啶初始浓度为2mg/L。

进一步地，所述含有甲氧苄啶的溶液的pH为3-11。

石墨相氮化碳(g-C₃N₄)属于非金属，由于其可调节的孔结构和表面化学结构，无二次污染，无有毒金属离子的浸出和热稳定性等优点，在过硫酸盐活化中受到了越来越多的关注。

石墨相氮化碳(g-C₃N₄)被认为是非常具有吸引力的理想性的光催化剂之一，g-C₃N₄有着适当的禁带宽度(2.7eV)，并且由于其是非金属的半导体，所以其在反应溶液中不会存在金属泄露的问题。g-C₃N₄还拥有很多优点，例如高稳定性、对环境友好、低成本、充足的前驱物等，g-C₃N₄还存在着对可见光的利用率低、光生电子对分离效率低和复合率高等问题，可通过形貌和结构调控、非金属掺杂、金属掺杂及与其它半导体材料复合等方法改性，从而提高g-C₃N₄的光催化能力。本发明中PDS被石墨相氮化碳活化形成硫酸根自由基，通过协同作用进一步提高石墨相氮化碳的光催化性能，相比羟基自由基，硫酸根自由基有着更长的持续时间，因此更有利于降解水体中的污染物。

本发明公开了以下技术效果：

(1)本发明的改性石墨相氮化碳作为光催化剂，制备方法简单，原料易得，成本较低，稳定性好，易于操作，适合规模化生产；

(2)本发明的降解水体中甲氧苄啶的方法，方法简单，绿色环保，降解效率高，两小时降解率可达99％以上，可以对水体中甲氧苄啶进行有效去除。

附图说明

为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动性的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。

图1为本发明实施例1制备的Cl-C₃N₄-1与对比例1的g-C₃N₄的FT-IR图；

图2为本发明实施例1制备的Cl-C₃N₄-1的SEM图；

图3为对比例1的g-C₃N₄的SEM图；

图4为本发明实施例1制备的Cl-C₃N₄-1与对比例1的g-C₃N₄的XRD图；

图5为实施例1-5与对比例1制备的光催化材料降解TMP的性能比较图；

图6为本发明实施例1制备的Cl-C₃N₄-1重复使用4次后对TMP的降解效果图；

图7为不同改性石墨相氮化碳光催化剂投加量对TMP的影响结果图(PDS用量：1g/L；TMP浓度：20mg/L)；

图8为不同PDS用量对光催化降解效率的影响结果图(改性石墨相氮化碳用量：1g/L；TMP浓度：20mg/L)；

图9为不同溶液初始pH对TMP降解效果的影响结果图；

图10为不同TMP初始浓度对TMP降解效果的影响结果图；

图11为实施例1制备的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1在实际水体中(污水出水、自来水、去离子水、自然水体、鱼塘1、鱼塘2和鱼塘3)对TMP的降解效果图。

具体实施方式

现详细说明本发明的多种示例性实施方式，该详细说明不应认为是对本发明的限制，而应理解为是对本发明的某些方面、特性和实施方案的更详细的描述。

应理解本发明中所述的术语仅仅是为描述特别的实施方式，并非用于限制本发明。另外，对于本发明中的数值范围，应理解为还具体公开了该范围的上限和下限之间的每个中间值。在任何陈述值或陈述范围内的中间值以及任何其他陈述值或在所述范围内的中间值之间的每个较小的范围也包括在本发明内。这些较小范围的上限和下限可独立地包括或排除在范围内。

除非另有说明，否则本文使用的所有技术和科学术语具有本发明所述领域的常规技术人员通常理解的相同含义。虽然本发明仅描述了优选的方法和材料，但是在本发明的实施或测试中也可以使用与本文所述相似或等同的任何方法和材料。本说明书中提到的所有文献通过引用并入，用以公开和描述与所述文献相关的方法和/或材料。在与任何并入的文献冲突时，以本说明书的内容为准。

在不背离本发明的范围或精神的情况下，可对本发明说明书的具体实施方式做多种改进和变化，这对本领域技术人员而言是显而易见的。由本发明的说明书得到的其他实施方式对技术人员而言是显而易见得的。本发明说明书和实施例仅是示例性的。

关于本文中所使用的“包含”、“包括”、“具有”、“含有”等等，均为开放性的用语，即意指包含但不限于。

本发明所述的“室温”，若无特别说明是指25±2℃。

本发明提出了一种改性石墨相氮化碳的制备方法，将三聚氰胺和氯化铵混合均匀后，烧制得到。

在一些优选实施例中，所述三聚氰胺和氯化铵的重量比为1∶(0.2-3)，更优选，三聚氰胺和氯化铵的重量比为1∶1。

在一些优选实施例中，所述烧制的温度为550℃，时间为3h，升温速率为4℃/min。

本发明还提供了一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，将所述的改性石墨相氮化碳加入含有甲氧苄啶的溶液中，达到吸附-解吸平衡后加入过二硫酸盐，在可见光作用下催化降解甲氧苄啶。

在一些优选实施例中，所述改性石墨相氮化碳的加入量为0.2-1g/L。

在一些优选实施例中，所述过二硫酸盐的加入量为0.2-2g/L。

在一些优选实施例中，所述可见光的功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm。

在一些优选实施例中，所述含有甲氧苄啶的溶液中甲氧苄啶初始浓度为2mg/L。

在一些优选实施例中，所述含有甲氧苄啶的溶液的pH为3-11。

以下通过实施例对本发明的技术方案做进一步说明。

实施例1

将4g三聚氰胺固体粉末和4g氯化铵固体粉末置于坩埚中，充分研磨并混合均匀后加盖，以4℃/min的升温速率升温至550℃并在马弗炉中煅烧3h，待冷却至室温后将得到的固体研磨至粉末，用去离子水洗涤，然后在60℃烘箱中干燥，得到改性石墨相氮化碳(Cl-C₃N₄-1)。

实施例2

同实施例1，区别仅在于，将4g三聚氰胺固体粉末和0.8g氯化铵固体粉末置于坩埚中，得到改性石墨相氮化碳(Cl-C₃N₄-0.2)。

实施例3

同实施例1，区别仅在于，将4g三聚氰胺固体粉末和2g氯化铵固体粉末置于坩埚中，得到改性石墨相氮化碳(Cl-C₃N₄-0.5)。

实施例4

同实施例1，区别仅在于，将4g三聚氰胺固体粉末和8g氯化铵固体粉末置于坩埚中，得到改性石墨相氮化碳(Cl-C₃N₄-2)。

实施例5

同实施例1，区别仅在于，将4g三聚氰胺固体粉末和12g氯化铵固体粉末置于坩埚中，得到改性石墨相氮化碳(Cl-C₃N₄-3)。

对比例1

未改性的材料为g-C₃N₄。

实施例1制备的Cl-C₃N₄-1与对比例1的g-C₃N₄的FT-IR图见图1，图2为实施例1制备的Cl-C₃N₄-1的SEM图，图3为对比例1的g-C₃N₄的SEM图，实施例1制备的Cl-C₃N₄-1与对比例1的g-C₃N₄的XRD图见图4。由图1和图4可以看出，实施例1制备的Cl-C₃N₄-1与对比例1的g-C₃N₄其XRD图和FT-IR图并未有明显变化，说明改性并未改变g-C₃N₄的基本框架结构和基本化学骨架，而这些正是展现光催化高活性所必需的。由图2和图3可以看出，实施例1制备的Cl-C₃N₄-1相较于对比例1的g-C₃N₄表面结构发生明显变化，Cl-C₃N₄-1是由薄片组成的，更加疏松，因此比表面积也更大，更适合光催化反应。

实验例1

分别取6份50mL浓度为20mg/L的TMP溶液放入烧杯中，加入50mg实施例1-5与对比例1制备好的光催化材料，放置在磁力搅拌器上，在黑暗条件下反应30min已达到吸附-解吸平衡，反应结束后打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取样，每次取0.5mL，并通过0.22μm的微孔滤膜过滤后，用液相色谱对TMP的浓度进行测定，结果见图5。根据图5可以看出，当氯化铵和三聚氰胺质量比为1时降解效果最好，在180min达到了98.1％的降解率，这是因为在制备过程中适当引入氯化铵后所制备得到的光催化材料，相较于对比例1制备的材料，具有更大的比表面积和更高的光催化活性，而引入过量的氯化铵可能反而会对光催化活性造成抑制效果。因此后续选择三聚氰胺和氯化铵质量比例为1:1制备改性石墨相氮化碳光催化材料。

实验例2循环实验

为了考察改性石墨相氮化碳光催化材料的稳定性，在实验例1光催化降解实验结束后，通过抽滤分离，收集实施例1制备得到的改性石墨相氮化碳，用无水乙醇和去离子水洗涤数次后，放至烘箱，在60℃的条件下干燥12h后取出，以用于下一次的光催化降解实验，重复进行四次，结果见图6。由图6可以看出，在经过四个周期后，改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1对TMP的降解性能未发生明显的衰减。对TMP的去除率仍能维持在90％以上，表明该改性石墨相氮化碳光催化材料具备较高的稳定性。

实验例3改性石墨相氮化碳用量对光催化降解效率的影响

分别称取10mg、25mg、50mg、100mg实施例1制备得到的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1于250mL的烧杯中，并分别加入50mL、浓度为20mg/L的TMP溶液，形成混合溶液，在黑暗条件下反应30min以达到吸附-解吸平衡，反应结束后，加入0.1g的PDS，打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取样，每次取0.5mL，进行光催化降解实验，实验完成后，利用0.22μm微孔滤膜进行过滤，使用液相色谱检测其降解后的浓度，结果见图7。

由图7可以看出，TMP的降解率随着改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1投加量增加而增加，投加量的计算方法为改性石墨相氮化碳光催化材料的加入量比上TMP溶液的用量(50mL)，当投加量从0.2g/L(10mg)提高到1g/L(50mg)时，提升效果非常明显，这是因为随着光催化剂投加量的增加，产生了更多的自由基，同时提供了更多的电子空穴从而能更好活化PDS。但随着投加量的继续增加从1g/L(50mg)提高到2g/L(100mg)时，降解效率反而有所下降，这是由于投加量过多，降低反应体系的透光性从而抑制了光催化降解效率。因此基于降解效率和经济因素考虑，催化剂投加量采用1g/L。

实验例4PDS用量对光催化降解效率的影响

称取50mg实施例1制备得到的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1于250mL的烧杯中，并加入50mL、浓度为20mg/L的TMP溶液形成混合溶液，制备5份混合溶液。在黑暗条件下反应30min以达到吸附-解离平衡，反应结束后，加入一定量的过硫酸盐PDS(0.01g、0.025g、0.05g、0.1g、0.2g)，打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取样，每次取0.5mL，进行光催化降解实验，实验完成后，利用0.22μm微孔滤膜进行过滤，使用液相色谱检测其降解后的浓度，明确PDS投加量对降解率的影响，结果见图8。

由图8可以看出，TMP的降解率随着PDS投加量增加而增加，投加量的计算方法为PDS的加入量比上TMP溶液的用量(50mL)，当PDS投加量从0.2g/L(0.01g)提高到1g/L(0.05g)时，提升效果非常明显，这是由于更高的PDS浓度可以产生更多的硫酸根自由基，从而加速降解反应。当随着投加量的继续增加从1g/L(0.05g)提高到2g/L(0.1g)时，降解效率并没有非常明显的增加，而随着PDS投加量的继续增加，从2g/L(0.1g)提高到4g/L(0.2g)时，降解效果反而有所下降，这是由于过量的PDS没有足够的光生电子进行激活，同时过量的PDS还会对硫酸根自由基产生猝灭作用，降低光催化效率。因此基于降解效率和经济因素考虑，后续的PDS投加量采用1g/L。

实验例5不同溶液初始pH对TMP降解效果的影响

称取50mg实施例1制备得到的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1于250mL的烧杯中，并加入50mL、浓度为20mg/L的TMP溶液形成混合溶液，制备5份混合溶液。通过HCl溶液和NaOH溶液调整混合溶液的pH值分别为3、5、7、9、11。在黑暗条件下反应30min以达到吸附-解吸平衡，之后加入0.1g过硫酸盐，打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取，每次取0.5mL，进行光催化降解实验，实验完成后，利用0.22μm水系微孔滤膜进行过滤，使用液相色谱检测其降解后的浓度，明确pH值对降解率的影响，结果见图9。

由图9可以看出，在溶液初始pH为3时最好，其次是在pH为11时，在溶液初始pH处于中性时降解效果最差，但120min仍有98.56％的降解效果。之所以在不同pH下降解效果有所差异，这主要是由于TMP的离解状态和反应体系中自由基种类会随pH值的变化而变化。

实验例6不同TMP初始浓度对TMP降解效果的影响

称取5份50mg实施例1制备的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1于250mL的烧杯中，并分别加入50mL TMP溶液(初始浓度分别为1mg/L、2mg/L、5mg/L、10mg/L、20mg/L)形成混合溶液。在黑暗条件下反应30min以达到吸附-解吸平衡，之后，加入0.1g过硫酸盐，打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取，每次取0.5mL，进行光催化降解实验，实验完成后，利用0.22μm水系微孔滤膜进行过滤，使用液相色谱检测其降解后的浓度明确TMP初始值对降解率的影响，结果见如10。

根据图10可以看出，降解效果随着浓度的降低而增大，在2mg/L时降解效果最好，在30min就达到了96.95％的降解效果，随着浓度的进一步降低，降解效果有所减弱，在1mg/L时，30min的有91.53％的降解效果。在高浓度时降解效果偏低，这是可能是因为活性物质产生的不足以及催化剂表面活性位点有限所导致的。

应用例

为了更好地说明本发明提供的高级氧化技术实际运用价值，分别取来自污水处理厂出水、自来水、地表径流以及鱼塘水体(为具有代表性，分别在都江堰胥家镇、天马镇、石羊镇分别取了三个养殖鱼塘水样)，由于这些水体中TMP浓度过低，低于仪器检测限，并未检测出，因此通过自配浓度的方式，以取样水体作为溶剂溶解TMP，配置浓度为20mg/L的TMP溶液作为处理对象，探究在实际水体条件下该降解方法的降解效果。

称取7份50mg实施例1制备的改性石墨相氮化碳光催化材料Cl-C₃N₄-1于250mL的烧杯中，并分别加入50mL以污水处理厂出水(污水出水)、自来水、去离子水、地表径流(自然水体)、鱼塘1、鱼塘2和鱼塘3为溶剂的TMP溶液形成混合溶液。在黑暗条件下反应30min以达到吸附-解吸平衡，之后加入0.1g过硫酸盐，打开可见光光源设备氙灯(功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm)，在不同时间段进行取样，每次取0.5mL，进行光催化降解实验，实验完成后，利用0.22μm水系微孔滤膜进行过滤，使用液相色谱检测其降解后的浓度，结果见图11。

由图11可以看出，虽然在污水出水、自来水、地表径流和鱼塘水体等实际水体中的降解效果不及用去离子水配制的TMP溶液，但也有较好的降解效果。在180min，在污水厂出水水体中降解率达到93.53％，在地表径流水体中降解率达到了95.1％，在自来水水体中降解率达到了97.86％，而在三个鱼塘水体中分别为86.31％(鱼塘1)、90.51％(鱼塘2)、90.76％(鱼塘3)，在去离子水水体中降解率达到了99.87％。

以上所述的实施例仅是对本发明的优选方式进行描述，并非对本发明的范围进行限定，在不脱离本发明设计精神的前提下，本领域普通技术人员对本发明的技术方案做出的各种变形和改进，均应落入本发明权利要求书确定的保护范围内。

Claims

1.改性石墨相氮化碳在降解甲氧苄啶中的应用，其特征在于，所述改性石墨相氮化碳的制备方法为：将三聚氰胺和氯化铵混合均匀后，烧制得到；

所述三聚氰胺和氯化铵的重量比为1∶(0.2-3)；

所述烧制的温度为550℃，时间为3h，升温速率为4℃/min；

降解的含有甲氧苄啶的溶液的pH为3-11。

2.一种利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，其特征在于，将权利要求1所述的改性石墨相氮化碳加入含有甲氧苄啶的溶液中，达到吸附-解吸平衡后加入过二硫酸盐，在可见光作用下催化降解甲氧苄啶。

3.根据权利要求2所述的利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，其特征在于，所述改性石墨相氮化碳的加入量为0.2-1g/L。

4.根据权利要求2所述的利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，其特征在于，所述过二硫酸盐的加入量为0.2-2g/L。

5.根据权利要求2所述的利用高级氧化技术降解甲氧苄啶的方法，其特征在于，所述可见光的功率为300W，波长大于380nm，小于1200nm。