随着人类社会的发展与科技的不断进步，人类的生活环境中也不断地出现了许多有机污染物，特别是来源于农药、染料、皮革、医药以及炼油、冶金、造纸等各种化工生产和废弃物中的有机污染物，其对人体身体健康和生态环境都存在着很大的危害。因而，高效降解水域环境中的有机污染物已成为了环境处理中重要的研究问题。常用降解有机污染物的方法有：物理法[1]、化学氧化法[2]、生物处理法[3]和电解法[4]等。但以上这些方法的成本费用较高，容易降解不完全和产生二次污染物。而采用TiO2[5,6]、CdS[7,8]等无机半导体光催化降解有机污染物的技术具有成本低、效率高、无二次污染、应用范围广等优点，是一类环境友好型的方法。但是，以上所提到的传统的半导体光催化材料却有着易团聚、光转化率慢、后期难解离和可调特效差等诸多缺陷，使得它们的应用受到很大程度的限制[9]。因而，新型高效光催化剂的研发已是当前光催化降解有机污染物技术中的一个重要研究方向。

近几年来，金属-有机骨架材料（MOFs）同传统的半导体材料相比，具有结构、功能的可控性，孔隙大和孔道合理排列和高比表面积等特性[10]，在选择性解离与吸附[11]、储存气体以及催化[12]等领域中都具有广阔的应用前景。MOFs材料因在光的作用下能够产生电子（e-）和空穴（h+),h+被迁移到物质表面上触发催化氧化还原反应及MOFs易修饰、易掺杂和易复合等特性，已成为优于一些传统半导体材料的一类高效光催化剂[13],MOF-5[14]、类沸石咪唑骨架材料（ZIF-67)[15]、苯瓦希骨架材料（MIL-88A)[16]和ZIF-8[17]等已被应用于光催化降解有机污染物，因此，MOFs材料在光催化降解有机污染物中的应用已经成为了当前研究的热点，但是纯相MOFs材料在光催化降解有机物中，易导致光生电子-空穴对的快速复合而导致MOFs的光催化效率降低[18]。近年来，一些方法（配体修饰、多金属中心、掺杂和复合）[19,20]，已经被用来增强MOFs的光催化活性。本文综述了近几年来混合配体型、混合金属离子型、掺杂型和复合型MOFs在光催化降解有机污染物中的应用进展情况。

1、混合型MOFs材料降解有机污染物

1.1混合配体型MOFs材料

与传统半导体光催化剂不同的是，MOFs材料有可调控的属性，可通过配体功能化或配体的协同修饰来提高其对光的利用率，这是提高MOFs材料光催化活性的一种方法。2014年，Bala等[21]以Cu2+为金属中心，吡唑作配体，1,4-萘二甲酸为次级结构单元修饰，合成了MOF-1材料；用苯基-4,4′-二羧酸和3,4-吡啶二甲酸代替1,4-萘二甲酸分别合成了不同的配体修饰的MOFs材料MOF-2和MOF-3。三种MOFs材料在紫外光的作用下，80min后，对亚甲基蓝（MB）的光催化降解率分别为MOF-188%、MOF-291%和MOF-392%;120min后，对甲基橙的光催化降解率分别为MOF-172%、MOF-276%和MOF-381%。研究表明，MOF-1、MOF-2和MOF-3材料的结构差异导致了其能量带隙不同，分别为3.87、2.031和1.998eV。2018年，Sanram等[22]以1,4-对苯丙酸和4,4′-联吡啶（bpy）、4-4′-偶氮吡啶（azp）和4,4′-硫代吡啶（tdp）作为不同的N,N′-协同配体修饰，合成了四种结构不同的Cu（Ⅱ）基MOFs材料：[Cu(ppa)(bpy)]n(1），{[Cu(ppa)-(azp)(H2O)](H2O）}n(2），{[Cu(ppa)(tdp)-(H2O)](H2O)2}n(3）和{[Cu(ppa)-(tdp)](H2O）}n(4），在可见光下，反应105min后，四种材料对MB的降解率分别为84.9%、93.3%、82.0%和85.4%，四种材料的能量带隙分别为：3.50,3.16,3.53,3.31eV。MOFs的光催化在很大程度上依赖于有机配体的共振效应，而化合物2具有最高的降解效率，是由于有机芳香配体增强π电子的流动性，使其能带间隙最低，具有较高光催化活性。2019年，Qian等[23]以三（4-(1,2,4-三唑-1-基）苯胺（ttpa）和庚二酸（pimelate,pim）为配体合成了混合配体材料{[Cu(ttpa)-(pim）]·H2O}n，其对MB和RhB的可见光降解具有较高的活性。混合配体型MOFs材料虽然光催化降解有机物的性能较高，但是羧酸类配体修饰合成的MOFs稳定性较低，容易被较高亲和力的水所取代。因此，混合配体型MOFs材料在水溶液中的光催化应用较少。

1.2混合金属离子型MOFs材料

2016年，Masoomi等[24]以4,4′-二苯醚二甲酸（H2oba）和2,5-双（4-吡啶基）-3,4-杂氮-2,4-己二烯为配体，不同原子分数比的Zn2+和Cd2+盐为金属中心，合成了四种MOFs材料，分别为含原子分数0%Cd的[Zn(oba)(4-bpdh)0.5]n·1.5DMF(TMU-5），含原子分数为15%Cd的[Cd0.15Zn0.85-(oba)(4-bpdh)0.5]n·1.5DMF(TMU-5），含原子分数为30%Cd的[Cd0.3Zn0.7(oba)(4-bpdh)0.5]n·1.5D-MF(TMU-5）和含原子分数为100%Cd的[Cd(oba)(4-bpdh)]n·DMF(TMU-7）。在紫外光下，反应120min后，TMU-5(Cd原子分数为0%）、TMU-5(Cd原子分数为15%）、TMU-5(Cd原子分数为30%）和TMU-7对水相中苯酚的光催化降解率分别为80.4%、82.5%、87.6%和33.3%。TMU-5(Cd原子分数为30%）对苯酚的降解机理见图1。四种MOFs材料[TMU-5(Cd原子分数为0%）、TMU-5(Cd原子分数为15%）、TMU-5(Cd原子分数为30%）、TMU-7(Cd原子分数为100%）]的能带间隙差别不大，分别为2.12、2.13、2.14和2.08eV，但是TMU-5(Cd原子分数为30%）的光催化降解率最高，这是由于其具有较高的比表面积（SBET=547.9m2/g）和叠氮基团的亲和力使得对苯酚的吸附更加容易，从而有很高的光催化活性，稳定性也较高。2017年，段美娟等[25]合成了MIL-101(Fe,Cu）铁铜双金属有机骨架材料，其对罗丹明B和邻苯二甲酸二丁酯的催化降解性能均优于纯的MIL-101(Fe），这是由于Cu2+的引入改变了MIL-101(Fe）的结构与形貌，提高了MIL-101(Fe）比表面积，增强其对目标物的吸附，同时Cu2+与配体中COOH的配位，使≡Fe3+处于不饱和状态，促进了≡Fe3+与过硫酸盐作用生成≡Fe2+，≡Fe2+催化S2O82-产生SO4-·快速降解目标物。过渡金属离子与强亲和性的N或O供体的结合利于MOFs具有良好的稳定性。

图1TMU-5(Cd原子分数为30%）对苯酚的降解机理

2、掺杂型MOFs材料降解有机污染物

2.1金属离子掺杂型MOFs材料

2012年，Yang等[26]合成了Cu2+掺杂的Cu/ZIF-67材料，虽然ZIF-67和Cu/ZIF-67有相同拓扑结构和类似的带隙（ZIF-67:1.98eV;Cu/ZIF-67:1.95eV），但是在可见光作用下，Cu/ZIF-67对甲基橙（MO）的光降解完全时间（25min）高于ZIF-67。2018年，Ao等[27]合成了Cu2+掺杂的Cu-NH2-MIL-125(Ti）材料，其对甲基橙和苯酚的降解率分别为未掺杂的NH2-MIL-125(Ti）的10.4倍和3.4倍。在光催化过程中，Cu2+作为一个表面捕获光电子的活性点，促进了电子和空穴的分离，降低了它们的表面复合，提高了光吸收能力。Cu/ZIF-67和Cu-NH2-MIL-125(Ti）经过循环实验后稳定性高，具有可重复性使用。2016年，Wang等[28]合成Ti4+掺杂的UiO-66(Zr）对亚甲基蓝的去除率优于纯UiO-66(Zr），其活性的提高可归因于吸附和光降解机制的双重作用。

2015年，Liang等[29]用Pd2+掺杂的MOFs材料Pd@MIL-100(Fe)(6～10nm）光催化降解药物及个人护理品类污染物（茶碱，布洛芬和双酚A），在可见光作用下，与MIL-100(Fe）对比，其表现出更高的光催化活性（图2），这是因为Pd的引入会降低光电子和空穴的重组，使光催化性能更高。原子分数为1%Pd2+的Pd@MIL-100(Fe）光催化性能最好。2015年，Liang等[29]用Au3+和Pt4+掺杂形成的纳米材料M@MIL-100(Fe)(M=Au和Pt），在可见光作用下，同MIL-100(Fe）相比，其在降解甲基橙时，光催化性能也较高。金属离子掺杂型MOFs材料可以有效地提高光催化活性，但是由于金属离子的易流失和贵金属的稀缺性和贵重性，以及贵金属离子易于与MOFs发生分离的严重问题，这类金属掺杂型MOFs光催化剂在今后的研究和实际应用中会受到一定的限制。

2.2化合物掺杂型MOFs材料

2017年，Gao等[30]在可见光作用下，以Na2S2O8掺杂的MIL-53(Fe）作为水中的酸性橘红（AO7）的光催化降解剂，在90min后可完成对AO7的完全降解，降解机理见图3。从图3可知，由于Na2S2O8的存在，光照下Na2S2O8可捕获产生的电子，产生SO4-·自由基，从而有效促使电子和空穴的分离，同时，在水溶液中SO4-·与水产生的·OH发生协同作用，可直接氧化降解AO7。2017年，Wu等[31]用NbO掺杂形成多面体多孔NbO-Cu（Ⅱ）基MOFs材料（PMOFs），在500W的Hg灯照射100min时，甲基紫（MV）降解率为100%，罗丹明B(RhB）降解率为55%，这是由于NbO的掺杂，使非饱和金属中心和刚性多羧基配体增强光催化活性的结果，这对水污染染料快速有效修复起到了重要的推进意义。化合物掺杂型MOFs中过硫酸盐提供的低活性电子的占有较大的比例，羧酸类配体修饰合成的MOFs稳定性较低，且其光催化降解有机物的机理研究也偏少。

图2Pd@MIL-100(Fe）光催化降解药物及个人护理品的机理

图3Na2S2O8掺杂的MIL-53(Fe）光催化降解酸性橘红（AO7）的机理

3、复合型MOFs材料降解有机污染物

3.1半导体与MOFs复合材料

由于MOFs的高比表面积可提供更多的催化活性点和半导体@MOFs异质结构会产生新的协同效应，MOFs材料的光催化性可以得到提升。因此，MOFs与半导体复合，是提高MOFs光催化活性的重要方式之一。2013年，Zhang等[32]合成了核壳微球Fe3O4@MIL-100(Fe）材料，在紫外光下，Fe3O4@MIL-100(Fe）对MB光降解速率（0.1042min-1）是TiO2(0.0371min-1）的3倍；在可见光下，Fe3O4@MIL-100(Fe）对MB光降解速率（0.01977min-1）是C3N4(6.074×10-4min-1）的33倍。其机理见图4。从图4可知，磁性的Fe3O4和MIL-100(Fe）的协同效应，光产生的电子与空穴之间的结合更加困难，而空穴（h+）可以直接氧化吸附的MB有机分子，同时光电子和H2O产生更多·OH自由基，催化降解MO为其他小分子产物。2014年，陈琪等[33]采用负载法合成了MIL-101/P25，在可见光下，Cr3+与P25以1∶1（物质的量比）复合时，复合材料对罗丹明B(RhB）的光催化协同因子高达1.64，同时，该材料对水杨酸也具有较高的光催化效果。针对同样的MIL-101材料，在2016年，Gao等[34]以蒸汽扩散光还原方法合成了Ag/AgCl@MIL-101材料，在Ag/AgCl与MIL-101的协同作用下，光催化剂在可见光下对RhB表现出良好的光催化性能。2017年，李小娟等[35]采用原位水热法制得TiO2-Fe3O4/MIL-101(Cr）磁性复合材料，当TiO2的加入量为400mg时，合成的材料在可见光下降解亚甲基蓝（MB)120min后，对MB的去除率为80%。通过机理研究表面，这类复合材料的光催化活性增强的主要原因是复合材料诱导的光生载流子具有协同的分离作用，其中·OH对RhB和MB的光降解起着重要作用。同时，MIL-101的稳定性也得到了增强，其具有的高比表面积有利于对RhB和MB吸附，提高光催化非均相界面浓度。TiO2-Fe3O4/MIL-101(Cr）具有的磁性，易于在磁场下回收重复使用。2018年，姚鹏照[36]采用溶剂热法，将NH2-UiO-66封装TiO2合成了TiO2@NH2-UiO-66复合材料，其对苯乙烯的光催化降解活性相比纯NH2-UiO-66和TiO2均显著提高，而且在抗失活性方面也得到了改善，通过研究降解机理，NH2-UiO-66具有的丰富3D孔道结构，利于苯乙烯分子的扩散、吸附，TiO2活性位吸附高浓度的苯乙烯，可为光催化反应提供有利调剂；同时，该材料的特殊封装的结构容易引起电子和空穴的有效分离，进一步增强了其光催化性能。2016年，Mosleh等[37]利用复合材料Ag3PO4/Bi2S3-HKUST-1-MOF在超声和可见光条件下，光降解台盼蓝（TB）和苯胺棕（VS),25min后，对TB和VS的降解率分别为98.44%和99.36%，结果表明，Ag3PO4和Bi2S3与MOFs材料的复合，显示出该材料是一种高效、可见光、稳定的光催化剂，在超声辅助下，可以明显地提升光降解效率。

图4Fe3O4@MIL-100(Fe）对MB的光降解机理

2017年，Huang等[38]用N掺杂的TiO2与MIL-100(Fe）以两步法合成了原子分数为30%N的NT/MIL-100(Fe）复合材料，对水中罗丹明B和亚甲基蓝光催化降解140min后，降解率分别是99.1%和93.5%，高于单一的MIL-100(Fe）和N掺杂的TiO2的降解效果，其机理见图5，从图5可知，具有高表面积和合适孔径的MIL-100(Fe）吸附一定量的亚甲基蓝和罗丹明B，为光催化反应提供了足够的反应空间和动力；其次，N原子的存在会导致TiO2的带隙降低（从3.2eV降低至2.5eV），同时具有量子点尺度的纳米级TiO2会引起电子和空穴的有效分离，进一步增强了其光催化性能。此外，在MIL-100(Fe）孔道结构中高度分散的N-TiO2纳米颗粒能够与更多的反应物接触，进而提高了光的反应催化效率。最终，MB和RhB被·O2-和·OH自由基氧化降解为CO2、H2O和其他中间体。2017年，胡龙兴等[39]以溶剂热法合成Mn3O4/ZIF-8复合材料，在Mn3O4负载量为0.5时，合成的材料0.5-Mn/ZIF-120活化过一硫酸盐（PMS），对RhB的降解效果最好，反应60min时RhB降解率可达到99.4%，且Mn的浸出量可以忽略不计，并可连续5次循环使用。

图5N掺杂的TiO2-MIL-100(Fe）材料对RhB的降解机理

2017年，Zheng等[40]通过简单的水热法，合成了有可见光效应的异质结Bi2WO6/MIL-100(Fe）活性物，在可见光下，与MIL-100(Fe）和Bi2WO6对比，水溶液中的水杨酸被该活性物降解的更加完全，机理见图6，从图6可知，MIL-100(Fe）为p型半导体材料，而Bi2WO6为n型半导体，两者复合后，发生p-n结构的协同效应，促进Bi2WO6表面光电子与MIL-100(Fe）表面空穴的分离，这些空穴可直接氧化有机物，光电子同时也会和H2O反应生成更多的·OH，从而增强水杨酸的光催化降解效率。2017年，Xu等[41]以溶剂热法合成BiVO4/MIL-101复合材料在可见光下对罗丹明B光催化降解活性的增强，不仅归因于MIL-101对RhB的高吸附容量，而且也是p-n结构的协同效应的结果。2018年，Hamed等[42]合成的MOF/CuWO4复合材料，在可见光下，对亚甲基蓝（MB）和对硝基苯酚的光催化降解活性的增强也归因于p-n结构的协同效应（CuWO4为n型半导体）。2015年，Guo等[43]通过室温搅拌合成g-C3N4/MIL-53(Al）复合材料，在可见光下，含质量分数为20%的g-C3N4复合材料经过75min对罗丹明B进行光降解，可将罗丹明B降解完全。2018年，Huang等[44]以质子化的g-C3N4-H+采用浸涂法合成了g-C3N4/MIL-100(Fe）复合材料，该催化剂在可见光下对罗丹明B和亚甲基蓝具有显著的光催化降解活性，通过机理研究表明，MIL-100(Fe）上引入质子化g-C3N4，提高了对目标物的吸附能力；此外，涂层效应为光激发电子的快速转移和光生电子空穴对的有效分离提供了重要的作用。在利用碳纳米管方面，2019年，Oveisia等[45]以碳纳米管（CNT）和MIL-125(Ti）为原料，采用水热法合成MIL-125(Ti）/CNT纳米复合材料，由于纳米复合材料的协同作用，其对活性黑5具有更高的光催化降解性能。半导体与MOFs的复合构建了异质结，实现了相互的弥补，内部形成的电场能够延长光生载流子的寿命，抑制光生电子与空穴的再结合，拓展了MOFs材料的可见光响应，但是这类材料的合成成本方面较高。

图6Bi2WO6/MIL-100(Fe）降解水杨酸的机理

3.2石墨烯与MOFs复合材料

氧化石墨烯（GO）和还原氧化石墨烯（RGO）与MOFs的复合是开发另一条新型高效MOFs光催化剂的重要途径之一，原因主要为：（1）这些碳材料的存在，可以实现从紫外光到可见光区的响应扩展；（2)GO和RGO具有高导电性，可促进光电子的快速传输并阻止电子和空穴结合；（3）其带隙低，吸收光效果好；（4)MOFs材料具有高表面积，可提供更多吸附位点。2014年，Wu等[46]通过一步合成MIL-88(Fe)@GO复合材料，在30min时，复合材料能够完全降解MB和RhB，而纯MIL-88(Fe）材料需60min才可降解完MB和RhB,GO材料需40min才可降解完MB和RhB，这是由于GO的存在不仅催化光降解MB和RhB，也可以吸附MB和RhB分子。

2014年，Zhang等[47,48]合成了MIL-53(Fe)@2.5%RGO，在紫外光作用下，该材料降解94.5%的亚甲基蓝只需要80min，降解速率为单独MIL-53(Fe）的1.3倍。在可见光下，MIL-53(Fe)@2.5%RGO对亚甲基蓝的降解率为48.4%，其反应速率分别是TiO2和MIL-53(Fe）的1.63和1.57倍，降解机理见图7。从图7可知，MB在·OH和·O2-作用下被降解为H2O等小分子产物；复合材料光催化后，同样很稳定。2017年，Yang等[49]通过溶剂热法合成MIL-68(In)-NH2@GO材料，在pH=5，可见光下120min，对阿莫西林（AMX）光催化降解率为93%，速率分别是MIL-68(In)-NH2和GO的3倍和11倍，对AMX的降解机理见图8。从图8可知，h+和·O2-在该过程中为主要活性物，复合材料光催化活性的增强归因于GO引起改性，GO不仅作为抑制光电子和h+的重组，也作为可见光吸收增敏剂，实验表明，MIL-68(In)-NH2@GO具有良好的可重用性和稳定性。综上所述，石墨烯与MOFs的复合材料对上述有机污染物的降解能力较强，而且石墨烯的成本较低，石墨烯可以提高MOFs的疏水性和增强有机污染物与配位点的亲和力，复合材料可重复利用，石墨烯与MOFs复合在该领域将是一种具有广阔应用前景的光催化剂。

图7MIL-53(Fe)@2.5%RGO对亚甲基蓝（MB）的降解机理

图8MIL-68(In)-NH2@GO对AMX的光催化降解机理

3.3半导体-MOFs-石墨烯复合材料

2015年，Mohaghegha等[50]报道了新型Ag3PO4/BiPO4-Cu-MOF-石墨烯复合三元纳米光催化剂[AB/Cu(tpa).GR]，在紫外光和可见光下，三元复合材料对阿特拉津的降解效果都优于纯的Ag3PO4和BiPO4的催化效果，同时也高于Ag3PO4或者BiPO4与氧化石墨烯（GO）的复合之后的降解效果，对该农药的降解机理过程见图9。从图9可知，三元材料的高催化降解效率是由于Cu-MOF与石墨烯联合形成的单结异质结构，三元纳米复合材料增强了光电子与空穴的分离，提高了界面电荷分离的效率，同时石墨烯之间π键共轭作用也参与到降解过程，在Ag3PO4中产生的光产电子通过Cu(tpa).GR转移到BiPO4，再与吸附的除草剂发生降解反应，进而增强AB/Cu(tpa).GR对阿特拉津的光催化活性。2016年，Yuan等[51]通过原位自组装和结合光还原的方法制备Ag/RGO/MIL-125(Ti）三元复合材料，在可见光下，对RhB的光降解速率（0.0644min-1）是纯MIL-125(Ti）的1.62倍。改进的光催化性能主要归因于Ag-NP的表面等离子体共振和Ti3+-Ti4+间电子转移以及Mil-125(Ti）、Ag-Nps和RGO之间的协同作用，有效地提高了电子-空穴的分离，增强了材料的光催化降解的能力。石墨烯具有优良的导电性，与半导体和MOFs形成三元的复合材料，结合了三者的特性，实现了相互缺陷的弥补，如能降低合成成本，其将得到更广阔的应用。

图9AB/Cu(tpa).GR纳米复合材料对阿特拉津的降解机理

4、结语与展望

综上所述，合成的混合配体与混合金属型MOFs、掺杂型MOFs、半导体和石墨烯与MOFs复合材料在有机污染物的光催化降解领域展现出了潜在的应用价值，其主要的优势在于对有机物的解离较彻底，催化反应时间短，光解效率高，无二次污染和可重复回收利用。但是，这些材料也存在自身的缺陷，如羧酸盐引起的MOFs的不稳定性，配体很容易被较高亲和力的水所取代等。可以利用高价金属离子（Fe3+、Cr3+和Al3+）与过渡金属离子（V4+、Ti4+和Zr4+）和含有亲和力强的（O或N）供体结合，来合成高稳定性的MOFs材料；同时在设计和合成MOFs时，选用卟啉和多金属氧酸盐作为构建单元，以提高MOFs对光的充分利用。此外，MOFs材料对目标物的选择性吸附与催化降解机理方面的系统研究还有待加强，MOFs材料大多数应用于有机染料的光催化降解，今后的研究可多将其应用在挥发性有机污染物、典型的持久性有机污染物（多氯联苯、二噁英和有机氯农药等）和其他类型的有机污染物中的去除，拓宽这几类MOFs材料的应用领域。具有优良导电性的低成本石墨烯与MOFs的复合，不仅能够提高MOFs材料的疏水性，而且能够促进光电子和空穴的有效分离，增强对可见光的吸收，进而提高光催化活性，因此，MOFs与石墨烯的杂合将可能是今后研究者们研究的重点方向。

总之，MOFs作为一类新型的光催化材料越来越受到研究者的高度重视，开发廉价、稳定、高效、带隙可调的MOFs光催化剂仍然是今后面临的一个巨大挑战。

参考文献：

[13]刘兴燕,熊成,徐永港,等.MOFs在光催化降解废水中有机污染物方面的研究进展[J].应用化工,2019,48(1):226-230.

[20]沈丽娟,梁若雯,吴棱.MOFs光催化材料的设计和调控[J].催化学报,2015,36(12):2071-2088.

[25]段美娟,马邕文,万金泉,等.应用铁铜双金属有机骨架活化过硫酸盐催化剂去除水中有机污染物的研究[J].环境科学学报,2017,37(5):1742-1750.

[33]陈琪,费霞,何琴琴,等.MIL-101/P25复合材料的制备及光催化性能[J].无机化学学报,2014,30(5):993-1000.

[35]李小娟,黄斌,李小飞,等.TiO2-Fe3O4/MIL-101(Cr)磁性复合光催化材料的制备及其光催化性能[J].复合材料学报,2017,34(7):1596-1602.

[36]姚鹏照.金属有机骨架封装TiO2复合材料的制备及其光催化降解VOCs性能研究[D].广州:广东工业大学,2018.

[39]胡龙兴,邓桂花,陆文聪,等.Mn3O4/金属有机骨架材料活化过一硫酸盐降解水中难降解有机污染物罗丹明B[J].催化学报,2017,38(8):1360-1372.

[48]张阳.MOF-石墨烯杂化材料光催化性能研究[D].大连:大连理工大学,2014.

龚建康,夏凡,叶坪,李启彭.金属-有机骨架材料材料在光催化降解有机污染物中的应用[J].化学世界,2020,61(05):312-321.