Bioinspirierte „Käfigfallen“ für Geschlossene

Nature Communications Band 14, Artikelnummer: 4730 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Trotz der bemerkenswerten Fortschritte bei Perowskit-Solarzellen stellen große Bedenken hinsichtlich des potenziellen Pb-Kontaminationsrisikos und der mit Perowskit-Solarzellen verbundenen Risiken für die Umwelt ein erhebliches Hindernis für ihre tatsächliche Kommerzialisierung dar. In dieser Studie haben wir uns vom Beuteverhalten von Spinnen und chemischen Komponenten in Spinnennetzen inspirieren lassen, um strategisch ein multifunktionales mesoporöses, mit Aminogruppen gepfropftes Kohlenstoffnetz in Perowskit-Solarzellen zu implantieren und so biomimetische Käfigfallen zu schaffen, die das Austreten von Pb wirksam abschwächen und abschirmen könnten die äußere Invasion unter extremen Wetterbedingungen. Der synergistische Pb-Einfangmechanismus im Hinblick auf chemische Chelatbildung und physikalische Adsorption wird eingehend untersucht. Darüber hinaus wird die Bewertung der Pb-Kontamination von ausgedienten Perowskit-Solarzellen im realen Ökosystem, einschließlich Wasser und Boden des Gelben Flusses, vorgeschlagen. Der nachhaltige Pb-Managementprozess mit geschlossenem Kreislauf wurde ebenfalls erfolgreich etabliert und umfasst vier entscheidende Schritte: Pb-Ausfällung, Pb-Adsorption, Pb-Desorption und Pb-Recycling. Unsere Ergebnisse liefern inspirierende Erkenntnisse zur Förderung einer umweltfreundlichen und nachhaltigen Industrialisierung von Perowskit-Solarzellen.

Mit der zunehmenden globalen Energiekrise haben sich Perowskit-Solarzellen (PSCs) als vielversprechende Technologie für erneuerbare Energien zur Reduzierung des CO2-Fußabdrucks weltweit herausgestellt. PSCs bieten hervorragende Kompatibilität und skalierbare Fertigung und sind damit in der Lage, den Photovoltaikmarkt zu revolutionieren. Allerdings müssen noch erhebliche Herausforderungen bewältigt werden, bevor sie in die Praxis umgesetzt werden können. Die flüchtigen organischen Kationen (wie CH3NH3+ oder HNCH(NH3)+) und die weichen Gittereigenschaften von PSCs sind die Ursachen für intrinsische Instabilität, was zu einer verringerten Geräteeffizienz und Problemen mit der langfristigen Betriebsstabilität führt1,2,3. Insbesondere kann die Zersetzung von Perowskitfilmen zur Bildung toxischer Pb-basierter Verbindungen, einschließlich PbI2, Pb oder PbO, führen, wenn sie äußeren Reizen wie Feuchtigkeit, Beleuchtung und Hitze ausgesetzt werden. Diese Verbindungen können möglicherweise in das Ökosystem gelangen und Anlass zur Sorge um die Umweltverträglichkeit geben4,5.

Die jüngsten Bemühungen konzentrierten sich auf die Einkapselung von PSCs, um die Pb-Leckage zu reduzieren. Einkapselungsmaterialien wie Polyurethan, Polyisobutylen, Graphen und Al2O3 wurden mithilfe der physikalischen Heißpress- oder Atomlagenabscheidungsmethode aufgebracht6,7,8,9. Allerdings können diese Kapselungsschichten aufgrund der begrenzten Pb-Einfangfähigkeit die Diffusion von Pb-Komponenten nicht verhindern, wenn das Gerät unter äußerer Belastung zerbricht. Der aufwändige Vorbereitungsprozess erhöht zudem die Produktionskosten. Es wurden chemische Adsorptionsstrategien vorgeschlagen, bei denen funktionelle chemische Materialien zur externen Adsorption eingesetzt werden, um die Pb-Leckage zu minimieren. Die meisten veröffentlichten Arbeiten konzentrieren sich auf die Entwicklung semitransparenter Pb-Adsorptionsmittel, die auf der lichtempfangenden Seite von PSCs installiert werden können. Eine hohe optische Transparenz ist erforderlich, um eine verminderte Photovoltaikleistung zu vermeiden, die die Dicke des halbtransparenten Pb-Adsorptionsmittels begrenzt und die Pb-Adsorptionskapazität und den Umgebungswiderstand beeinträchtigt. In der Praxis neigt die ausgetretene Pb-Komponente aufgrund der Schwerkraft dazu, zur Rückseite des Geräts zu fließen, und entsprechende Materialien oder Strategien bleiben begrenzt. Li et al. integrierte eine Polymermischung auf Basis von Kationenaustauscherharz (CER) und UV-Harz in den PSC10. Die Pb-Komponente wurde über die schnelle Kationenaustauschreaktion zwischen reichlich vorhandenen Sulfonsäuregruppen (SO3−) und Pb2+ adsorbiert, wodurch eine Pb-Sequestrierungseffizienz von 90 % erreicht wurde. Dennoch stellte sich das potenzielle Risiko einer Sekundärverschmutzung durch gefährliche feste CER-Abfälle als Umweltproblem heraus. Darüber hinaus bestehen weiterhin Bedenken hinsichtlich nachhaltiger Entsorgungsstrategien für ausgediente Perowskit-Photovoltaikmodule aufgrund der potenziellen Gefahr toxischer Pb-Ionen für das Ökosystem und die Sicherheit der menschlichen Gesundheit11,12,13,14. Diese Nachteile können die kommerzielle Anwendung von PSCs erheblich behindern.

Herkömmliche Pb-Leckagebewertungen werden derzeit unter Laborbedingungen durchgeführt, die die objektive Auswirkung auf die Umwelt nicht genau widerspiegeln. Diese manuell vereinfachten Versuchsbedingungen würden zwangsläufig Faktoren wie komplexe organische Zusammensetzung, Schwermetalle und Mikroorganismen eliminieren15,16. Darüber hinaus wurden anhaltende Umweltverschmutzungsprobleme, die aus PSCs am Ende ihrer Lebensdauer resultieren, in realen Szenarien nicht gründlich untersucht. Spinnennetze verfügen über eine einzigartige Netzstruktur und starke Adhäsionseigenschaften, was sie zu einem hervorragenden biologischen Material mit außergewöhnlicher Jagdfähigkeit macht. Seine natürliche Proteinmolekülkettenstruktur enthält Glycin (NH2-CH2-COOH), Alanin (NH2-CH[CH3]-COOH) und Serin (NH2-CH[CH2OH]-COOH) und ermöglicht eine starke Koordination mit der Zieloberfläche17. 18. Inspiriert von diesen natürlichen chemischen Komponenten haben wir eine funktionelle Pb-Einfangmolekülstruktur (CONH-R-NH2) auf Basis von Ethylendiamin (EDA) entworfen und diese in mesoporöse Matrizen (MM) implantiert, um umweltfreundliche und kostengünstige, bioinspirierte Käfigfallen zu synthetisieren (BCT). Der BCT ist in der Lage, ausgelaufene Pb-Ionen aus beschädigten Geräten einzufangen, unerwünschte Feuchtigkeitserosion zu verhindern und Pb aus ausgedienten Geräten zu recyceln (Ergänzungstabelle 1). Das MM fungiert als Reaktionskammer, die starke physikalische Adsorptionsprozesse bereitstellt, die durch kapillare Adsorptionseffekte ausgelöst werden. Dieser Ansatz erzielt einen synergistischen Pb-Einfangeffekt basierend auf physikalischen und chemischen Funktionen. In der Zwischenzeit wurden mathematische Modelle verwendet, um die Pb-Sorptionskinetik basierend auf den isothermen Langmuir-Adsorptionsgleichungen zu erarbeiten, wobei die durch starke Chelatisierung induzierte Chemisorption die Pb-Adsorptionsrate dominiert. Durch den Einsatz dieses kostengünstigen BCT können dissoziative Pb-Ionen effektiv bis zu 99,25 % adsorbiert werden, wodurch unter extremen Wetterbedingungen eine Pb-Sequestrierungseffizienz von über 99 % erreicht wird. Noch wichtiger ist, dass strenge und zuverlässige Testverfahren demonstriert werden, indem PSCs in realistischen Umgebungen wie dem Wasser des Gelben Flusses und dem Boden des Gelben Flusses platziert werden, was einen Maßstab für die Festlegung eines systematischen und wiederholbaren Bewertungsstandards für Pb-Leckagen in der Praxis darstellt. Darüber hinaus behalten die PSCs 92 % ihres ursprünglichen Wirkungsgrads bei 25 °C und 50 % relativer Luftfeuchtigkeit für 1000 Stunden bei. Es wurden erfolgreich nachhaltige, geschlossene Pb-Managementpraktiken etabliert, darunter Pb-Ausfällung, Pb-Adsorption, Pb-Desorption und Pb-Recycling. Es ist ermutigend, dass die Reinheit von recyceltem PbI2 mit kommerziellem 99,99 % PbI2 vergleichbar ist und die Photovoltaikleistung von PSCs nicht beeinträchtigt. Diese Arbeit befasst sich mit den Problemen der Erfassung von ausgelaufenen Pb-Ionen aus in Betrieb befindlichen PSCs und dem gleichzeitigen Recycling von Pb aus ausgedienten PSCs, um das Risiko einer Pb-Kontamination zu verringern, und schlägt außerdem zuverlässige und systematische Verfahren zur Bewertung gefährlicher Pb-Leckagen in tatsächlichen Umweltszenarien vor. Die vorgeschlagene Strategie wird den Weg für die Beschleunigung der Perowskit-Photovoltaiktechnologie in Richtung Nachhaltigkeit, Umweltfreundlichkeit und Industrialisierung ebnen.

Es ist bekannt, dass Spinnen ihre Beute fangen, indem sie ein empfindliches und klebendes Netz spinnen, wobei sich die viskosen Glykoproteine ​​auf der Oberfläche des Spinnennetzes wie viskoelastische Feststoffe verhalten, die sich wie ein ideales elastisches Gummiband verformen können. Es ist wichtig, um die im Netz gefangenen Insekten lange genug zurückzuhalten, damit sie von der Spinne überwältigt werden können19, wie in Abb. 1a dargestellt. Die Hafteigenschaften des Spinnenschleims entstehen durch einzigartige chemische Komponenten, darunter NH2-CH2-COOH, NH2-CH[CH3]-COOH und NH2-CH[CH2OH]-COOH. Die charakteristischen Aminogruppen (-NH2) und Carboxylgruppen (-COOH) spielen aufgrund starker Wasserstoffbrückenbindungen, elektrostatischer Anziehung und Van-der-Waals-Kraft eine entscheidende Rolle für die Festigkeits- und Viskositätseigenschaften, wie in der ergänzenden Abbildung 1(I)20 gezeigt ,21. In der Zwischenzeit steuern der NH2-Terminus und der COOH-Terminus nicht repetitiver Regionen an beiden Enden des Spinnenseidenproteins die Bildung von Spinnenseidenfasern und anhaftenden Polypeptidkettenmizellen durch die durch Dehydrierung und Kondensation induzierte sekundäre Strukturvernetzung des Proteins, wie in der Ergänzung gezeigt Abb. 1(II)22. Darüber hinaus sorgen die Gruppen -COOH und -NH2 über eine starke chemische Koordination für eine selektive Komplexierung mit Metallionen. Darüber hinaus bietet die einzigartige radiale und poröse Struktur des Spinnennetzes enormen Jagdraum und Flexibilität (ergänzende Abbildung 1 (III)). Inspiriert von diesen einzigartigen Merkmalen der Spinnenjagd haben wir ein multifunktionales mesoporöses Amino-gepfropftes Kohlenstoffnetz (BCT) entworfen, um dissoziative zweiwertige Pb-Ionen einzufangen und unter Umgebungsreiz einen sterischen Schutzeffekt zu bieten (Abb. 1a und ergänzende Abb. 1). Das MM dient, analog zu einem Spinnennetz, als Reaktionskammer, in der die dissoziativen Pb-Ionen im mesoporösen Käfigraum eingeschlossen werden können. -COOH-Gruppen werden vorab durch Salzsäureaktivierung auf das MM aufgepfropft, um primäre chemische Reaktionsstellen zu bilden. Bemerkenswerterweise wurden EDA-Moleküle, die zwei -NH2-Gruppen enthielten, auf dem aktivierten MM selbstorganisiert, um die Pb-Einfangfähigkeit zu verstärken (analog zur viskosen Mikroemulsion im Spinnennetz) (ergänzende Abbildung 2).

a Jagdmechanismus des Spinnennetzes von der molekularen Zusammensetzung zur Gesamtstruktur (links) und Pb-Chelatbildungsverhalten von BCT (rechts). b FTIR-Spektren von MM, BCT und PbI2@BCT. c XPS-Spektren von N1s für MM, BCT und PbI2@BCT. d Grafische Darstellungen der berechneten Strukturen und Ergebnisse des Adsorptionsenergiemodells für -COOH, -CONH, -NH2 und -CONH-R-NH2.

Wie in Abb. 1b gezeigt, zeigt die Fourier-Transformations-Infrarotspektroskopie (FTIR) des MM charakteristische Peaks bei etwa 3446 cm−1 und 1630 cm−1, die der Streckschwingung der Hydroxylgruppe (-OH) und Carbonylgruppe (-) zugeordnet sind. C=O) der -COOH-Gruppe, was das Vorhandensein von -COOH im MM bestätigt, das durch die Salzsäure-Aktivierungsbehandlung induziert wurde. Im Vergleich zu MM zeigt das BCT neue Peaks in Bezug auf die Zugschwingung von -NH bei etwa 3417 cm−1 und die Absorption von Verformungsschwingungen außerhalb der Ebene von -NH2 bei etwa 880 cm−1, was darauf hindeutet, dass die terminale -NH2-Gruppe aus dem EDA-Molekül besteht erfolgreich auf das BCT aufgepfropft worden. Darüber hinaus hängen die starken Schwingungsabsorptionspeaks bei 1633 cm−1 und 1579 cm−1 mit der Streckschwingung von -C=O und der Verformungsschwingung von NH der Acylamidgruppe (-CONH) zusammen, was auf eine p-π-Konjugation hinweist zwischen dem -C=O und dem freien Elektronenpaar von Stickstoffatomen an Amidgruppen ist aufgetreten23. Verglichen mit dem Peak bei 1630 cm−1, der zur -C=O-Gruppe in -COOH von MM gehört, verschiebt sich der Peak der -C=O-Gruppe in BCT auf 1633 cm−1, was zeigt, dass die Ladungsverteilung um -C=O herum hat sich geändert und die -COOH-Gruppe hat am Selbstorganisations-Pfropfprozess von EDA teilgenommen. Der starke Peak bei 1099 cm−1 wird der antisymmetrischen CN-Streckschwingung zugeschrieben. Darüber hinaus weist die Analyse der Röntgenphotoelektronenspektroskopie (XPS) auf das Vorhandensein von Subzustandssignalen von N1s bei 395,8 eV und 396,9 eV hin, was beweist, dass die -NH2- und CONH-basierten Gruppen auf der BCT-Oberfläche vorhanden sind, wie in Abb. 1c24 dargestellt. Angesichts der spontanen Dehydratisierungskondensationsreaktion zwischen dem -NH2- und -COOH-Terminus zur Amidierung der Polypeptidkette im Spinnenseidenprotein wird bestätigt, dass die EDA-Moleküle auf die BCT-Oberfläche aufgepfropft sind. Diese Rekonstruktion der Oberflächenzustände erzeugt funktionelle Gruppen (-CONH-R-NH2) über die Dehydratisierung und Kondensation zwischen den -COOH- und -NH2-Gruppen, ausgelöst durch die Unterstützung von Ultraschallwellen25. Basierend auf der Analyse der molekularen Strukturentwicklung kann der chemische Syntheseweg des BCT als Gl. abgeleitet werden. (1).

Um den Pb-Einfangmechanismus zu verstehen, der auf der chemischen Chelatbildung zwischen den funktionellen Gruppen, die auf der BCT-Oberfläche gepfropft sind, und Pb-Ionen basiert, wird die Abweichung der Signalpeaks in XPS und FTIR analysiert. Abb. 1c und ergänzende Abb. 3 zeigen die XPS-Peakspektren der N- und Pb-Elemente von reinem PbI2 und PbI2, gemischt mit BCT-Pulvern (bezeichnet als PbI2@BCT-Proben). Die Peaks, die Pb 4f5/2 und Pb 4f7/2 entsprechen, verschieben sich von 139,6 eV und 134,7 eV zu höheren Bindungsenergien von 140,6 eV bzw. 135,8 eV für PbI2@BCT-Proben. Dies weist darauf hin, dass die Elektronen der inneren Schale von Pb-Ionen aufgrund des Bindungszustands eine erhöhte Bindungsenergie besitzen. Darüber hinaus steigen die N-Signale des Substrats im -NH2-Peak von 395,8 eV und im -CONH-Peak von 396,9 eV auf der BCT-Oberfläche beim Auftreffen auf Pb-Ionen deutlich auf 396,6 eV und 397,9 eV an. Außerdem verschieben sich in Abb. 1b die Peakpositionen von -NH und -C=O in der -CONH-Gruppe von PbI2@BCT-Proben offensichtlich von 3417 cm−1 und 1630 cm−1 nach unten auf 3401 cm−1 und 1600 cm −1 in FIIR-Spektren. Diese Ergebnisse liefern starke Beweise für die chemische Chelatbildung zwischen dem -CONH- und dem Pb-Ion. -NH und -C=O als Lewis-Base-Addukte in der -CONH-Gruppe mit elektronenspendenden Eigenschaften bieten delokalisierte Elektronen, verändern so die umgebende chemische Umgebung und induzieren periphere Coulomb-Wechselwirkungen mit positiven Pb-Ionen26. Interessanterweise verschwindet der Absorptionspeak der Verformungsschwingung außerhalb der Ebene bei 880 cm−1, der der terminalen -NH2-Gruppe zugeordnet ist, während gleichzeitig ein neuer Teleskopschwingungspeak von -NH2+ bei 2315 cm−1 auftritt. Dies ist darauf zurückzuführen, dass sich das delokalisierte freie Elektronenpaar am Stickstoffatom zum positiv geladenen Pb2+ verschiebt und einen Metallkoordinationskomplex bildet27.

Um zu verstehen, wie die Molekülkonfiguration die Chelatisierungsstärke beeinflusst, wurde die Dichtefunktionaltheorie (DFT) nach dem ersten Prinzip durchgeführt, um die Bindungsenergien zwischen verschiedenen chemischen Gruppen und Pb-Ionen zu berechnen. Wie in Abb. 1d dargestellt, weist -CONH als eines der Reaktionsprodukte im Vergleich zu den ursprünglichen Gruppen -COOH (3,17 eV) und -NH2 (2,87 eV) eine Bindungsenergie von 3,04 eV auf. Dies liegt daran, dass -C=O und -NH im -CONH eine Lewis-Basizität aufweisen, bei der freie Elektronenpaare in Sauerstoff- und Stickstoffatomen delokalisiert sind, um die Grundlage für die starke Wechselwirkung zu bilden26,28. Interessanterweise weist -CONH-R-NH2 aufgrund der Kopplungsmolekülkonfiguration mit mehreren Pb-Bindungsstellen wie -NH2 und -CONH höchste Bindungsenergien von 3,3 eV auf, wodurch eine synergistische Adsorption von Pb-Ionen erreicht wird (ergänzende Abbildung 4). Aus den Ergebnissen kann geschlossen werden, dass eine signifikante chemische Wechselwirkung zwischen der BCT-Gruppe und PbI2 besteht. Die chemische Adsorptionskapazität von BCT für Pb-Ionen wurde durch den schrittweisen Prozess der Aktivierung von Salzsäure und der molekularen Selbstorganisation von EDA erheblich verbessert.

Es wird beobachtet, dass sich die makroskopische Morphologie der MM-Oberfläche in großem Maßstab in Verbindung mit dem EDA-Selbstorganisations-Pfropfprozess ändert, was durch Rasterelektronenmikroskopie (REM), dreidimensionales optisches Profilometer (3DOP) und Hochdruck bestätigt wird Chemisorption. Die Synthese von BCT kann in drei Stufen unterteilt werden, darunter (I) Anfangszustand, (II) ultraschallunterstützte Strukturtrennungsstufe und (III) chemische Oberflächenrekonfigurationsstufe (ergänzende Abbildung 5a (I)). Die Oberflächenmorphologie von BCT in diesen drei verschiedenen Stadien wurde mittels REM beobachtet, um herauszufinden, in welchem ​​Stadium und durch welche Reaktion die Anzahl der Poren von MM zunimmt. Wie in der ergänzenden Abbildung 5a (II) und der ergänzenden Abbildung 5b gezeigt, zeigt das unberührte MM im Stadium I eine relativ glatte Oberfläche und die Anzahl der Poren wurde auf etwa 13 pro 100 μm2 geschätzt. In Stufe II wurde MM über 90 Minuten mit hochfrequenten Ultraschallvibrationen behandelt, um die Partikelgröße zu reduzieren und eine bessere Dispersion in der Lösung zu erreichen. Es ist deutlich zu erkennen, dass die benachbarten Poren miteinander verschmelzen und neue Poren entstehen, wobei die Anzahl der Poren auf etwa 36 pro 100 μm2 geschätzt wird und der durchschnittliche Porendurchmesser größer ist (ergänzende Abbildung 5b). Im Stadium III wird EDA-Molekül auf das MM aufgepfropft, um mithilfe hochfrequenter Ultraschallvibrationen den chemischen Zustand der Oberfläche zu rekonstruieren und die CONH-R-NH2-Molekülkonfiguration zu erzeugen. Die synthetisierte BCT-Oberfläche weist eine rauere Oberfläche mit mehr Poren auf (ergänzende Abbildung 5a). Die Anzahl der Poren beträgt etwa 52 pro 100 μm2. Die äußere Oberfläche von BCT wird mithilfe des Brunauer-Emmett-Teller-Oberflächen- und Porengrößenanalysators quantitativ mit 108,4398 m2g-1 bewertet, was mehr als doppelt so groß ist wie MM (ergänzende Abbildung 6). Die detaillierten offenen Hohlräume von BCT wurden durch 3DOP weiter visualisiert, wie in Abb. 2a und der ergänzenden Abb. 7 dargestellt. Die durchschnittliche Oberflächenrauheit von BCT steigt nach der EDA-Transplantation aufgrund der Erzeugung einer großen Anzahl neuer Poren von 22,393 auf 32,535 μm. Es wird davon ausgegangen, dass die hochfrequente Ultraschallschwingung während des EDA-Selbstorganisations-Pfropfprozesses aufgrund der potenziellen Materialplastizität die Oberflächenstruktur bis zu einem gewissen Grad physikalisch rekonstruiert. Das poröse Medium ist mit länglichen inneren Hohlräumen ausgestattet, die als Kapillaren betrachtet werden können, um die kapillare Adsorptionswirkung auszulösen25. Angetrieben durch die Oberflächenspannung der Flüssigkeit kann die eingetauchte Flüssigkeit spontan von inneren Hohlräumen adsorbiert werden und entlang der Kontaktgrenzfläche aufsteigen, wie in Abb. 2b dargestellt. Die Höhe (h) des erhöhten Flüssigkeitsspiegels kann nach Gl. berechnet werden. (2)29.

eine optische 3D-Profilometermessung auf den MM-, BCT- und PbI2@BCT-Oberflächen. b Schematische Darstellung der Kapillaradsorption. c EDS-Ergebnisse für elementares Pb nach Adsorption von PbI2 durch MM und BCT (Der Pb-Gehalt in MM und BCT beträgt 0,1 At-% bzw. 0,4 At-%). d Die Pb-Ionenkonzentration ändert sich während der Reaktion von MM und BCT mit PbI2. e Prozessanalyse von MM und BCT, die mit PbI2 reagieren (Stufe I: 0–5 Min., Stufe II: 5–120 Min. und Stufe III: 120–180 Min.). f Pseudo-Adsorptionsprozess zweiter Ordnung von Pb-Ionen durch MM und BCT bei derselben Temperatur. g Das Pseudo-Anpassungsergebnis zweiter Ordnung (für K2-BCT und K2-MM wird weiter abgeleitet, dass sie 0,0690 und 0,0306 g·(mg/min) betragen).

Daraus lässt sich schließen, dass der h des erhöhten Flüssigkeitsspiegels im Rohrdurchmesser proportional zur Kontaktfläche zwischen Flüssigkeit und MM oder BCT ist. Kombiniert mit der Young-Gleichung: \(\cos {\uptheta}_{{{{{\mathrm{c}}}}}}=\frac{{\upgamma}_{{{{{\mathrm{SG}}} }}}-{\upgamma}_{{{{{\mathrm{SL}}}}}}}{{\upgamma}_{{{{{\mathrm{LG}}}}}}\), h wird weiter definiert als30:

Dabei sind γSG, γSL, γLG die Oberflächenspannungskoeffizienten zwischen Fest-Gas und Fest-Flüssigkeit bzw. Flüssigkeit-Gas; a ist der Kapillarradius; ρ ist die Flüssigkeitsdichte; g ist die Erdbeschleunigung; h ist die Höhe des Flüssigkeitsspiegelanstiegs; θc ist der Kontaktwinkel; \({{{{{\mathrm{L}}}}}}_{{{{{\mathrm{C}}}}}}=\sqrt{\frac{{\upgamma}_{{{{{ \mathrm{LG}}}}}}}{{{\uprho}}{{{{\mathrm{g}}}}}}}\).

Es ist ersichtlich, dass das theoretische Ergebnis der erhöhten Höhe des Flüssigkeitsspiegels h > 0 ist, wenn der Kontaktwinkel zwischen der Lösung und dem Adsorbat spitz ist. Je kleiner der Kontaktwinkel, desto größer der h-Wert, was darauf hindeutet, dass eine kapillare Adsorption wahrscheinlicher ist. Daher haben wir den erhöhten Flüssigkeitsspiegel von MM und BCT weiter überprüft, indem wir die Benetzbarkeit des entionisierten Wassers (DI-Wasser) auf den MM- und BCT-Oberflächen getestet haben. Wie in der ergänzenden Abbildung 8 gezeigt, weist BCT eine bessere Benetzbarkeit bei einem geringeren Kontaktwinkel (38,5 °) auf als MM mit einem Kontaktwinkel von 58,9 °, was darauf hinweist, dass BCT die Kapillaradsorption besser fördert. Daher kann ein synergistischer Einfangeffekt basierend auf starker physikalischer Adsorption und chemischer Chelatbildung realisiert werden.

Die Konzentration der restlichen PbI2-Konzentration kann qualitativ durch UV-sichtbare Absorptionsspektren und die Menge der PbSO4-Ausfällung charakterisiert werden. Wie in den ergänzenden Abbildungen gezeigt. Wie aus den Abbildungen 9 und 10 hervorgeht, erzeugte die mit 7 ml EDA synthetisierte BCT-Probe die minimale PbSO4-Ausfällung, was auch durch die niedrigste UV-Absorption der restlichen PbI2-Lösung gestützt wird (die Probe als optimierte Zielgruppe im Folgenden im folgenden Abschnitt).

Um das Austreten von Pb aus dem degradierten Perowskitfilm weiter zu simulieren, wurden FAPbI3-Perowskitpulver in entionisiertes Wasser getaucht, wobei das Pb-Ionen-Testpapier verwendet wurde, um die Pb-Konzentration schnell zu ermitteln und die Pb-Einfangkapazität von BCT und MM im kontaminierten Wasser zu überprüfen. bzw. (Ergänzende Abbildung 11). Die Pb-Ionenkonzentration in der ursprünglichen Lösung überstieg 100 ppm, was bestätigt, dass die abgebauten Perowskite eine starke Pb-Diffusion in der wässrigen Lösung induzieren würden. Deutlich ist, dass die aus der BCT-Perowskit-Lösung extrahierten Pb-Ionen nahe bei 0 ppm liegen, was viel niedriger ist als bei der MM-Perowskit-Lösung mit einem Gehalt von 20 ppm. Die resultierenden mit Pb-Ionen adsorbierten MM und BCT wurden in situ durch Röntgenenergiespektrumanalyse (EDS) weiter charakterisiert, um die Pb-Elementverteilung zu ermitteln. Wie in Abb. 2c gezeigt, beträgt der Pb-Gehalt in BCT 0,4 At-% und ist damit höher als der in MM (0,1 At-%). Die an der Materialoberfläche adsorbierten Pb-Ionen verändern auch die Rauheit, die in Abb. 2a dargestellt ist. Die durchschnittliche Oberflächenrauheit von BCT nimmt nach der Adsorption von PbI2 im Vergleich zu MM um 18,115 μm ab. Diese Ergebnisse belegen deutlich, dass BCT eine bessere Pb-Einfangkapazität aufweist als MM.

Die dynamische Entwicklung der Pb-Adsorptionskonzentration, die quantitativ mit einem induktiv gekoppelten Plasmaemissionsspektrometer (ICP-OES) bei unterschiedlicher Dauer bestimmt wurde, ist in Abb. 2d zusammengefasst. MM adsorbierte nach 180 Minuten 42,57 % des Pb in der Lösung. Im Gegensatz zu MM bietet BCT eine viel schnellere Adsorptionskapazität, sodass 88,24 % der Pb-Ionen bereits innerhalb von 5 Minuten eingefangen werden. Darüber hinaus können durch BCT im letzten dynamischen Gleichgewichtsstadium über 98,60 % der Pb-Ionen in einer wässrigen Lösung adsorbiert werden. Um den Adsorptionsreaktionsprozess weiter aufzudecken, werden mathematische Modelle basierend auf der isothermen Adsorptionsgleichung von Langmuir erstellt. Der Verteilungskoeffizient (Kd) wurde berechnet, um das relative Verhältnis der Pb-Konzentration in der Festphase (MM, BCT) und der Flüssigphase zu untersuchen, wenn die Adsorption das Gleichgewicht erreicht (detaillierte Berechnung siehe Anhanganmerkung 1). Der Kd-Wert von BCT beträgt bis zu 14134,76 ml g−1 und ist damit fast zwei Größenordnungen höher als der von MM (148,27 ml g−1). Dies deutet darauf hin, dass BCT als Sorbens eine bessere Affinität zu Pb-Ionen besitzt und somit eine viel stärkere Pb-Einfangkapazität bietet31. Die gesamten Adsorptionskurven von BCT und MM können weiter in drei Adsorptionsreaktionsprozesse unterteilt werden, darunter (I) chemisch dominierte Adsorptionsstufe (0–5 Min.), (II) physikalisch dominierte Adsorptionsstufe (5–120 Min.) und (III) Gleichgewicht Adsorptionsphase (120–180 min), wie in Abb. 2e dargestellt. In Stufe I fördert der Pb-Ionen-Konzentrationsgradient zwischen der flüssigen und der festen Phase die schnelle Diffusion von Pb-Ionen in Richtung der Adsorptionsmitteloberfläche. Die Berechnungsprozesse, einschließlich der Adsorptionskapazität und der Kinetik pseudo-zweiter Ordnung, sind in der Ergänzenden Anmerkung 2 zusammengefasst.

Interessanterweise hat BCT im Stadium I eine dreimal höhere Pb-Adsorptionskapazität als MM, was die entscheidende Rolle ausreichender chemischer Adsorptionsstellen auf der Oberfläche verdeutlicht, um dissoziative Pb-Ionen im Anfangszustand zu immobilisieren. Der Adsorptionsprozess geht in die physikalisch dominierte Phase (Stufe II) über, wenn die chemisch aktiven Stellen auf der Adsorptionsmitteloberfläche gesättigt sind. Die Adsorptionsrate verlangsamt sich, was darauf hindeutet, dass Pb-Ionen durch den kapillaren Adsorptionsmechanismus langsam in die Porenkanäle des Adsorbens diffundieren. Im Stadium I betrug die Adsorptionskapazität von Pb durch MM und BCT 9,60 bzw. 29,44 mg/g. Allerdings wurden im Stadium II nur 4,30 und 2,84 mg/g Pb über MM und BCT adsorbiert, was beweist, dass die chemische Adsorption eine dominierende Rolle im gesamten Adsorptionsprozess spielt. Der Adsorptionsprozess tritt schließlich in eine dynamische Gleichgewichtsadsorptionsstufe (Stufe III) ein, in der der Adsorptions- und Desorptionsprozess von Pb-Ionen ein Gleichgewicht erreicht und die verbleibende Pb-Konzentration nicht auf Null sinkt. Die Pb-Gleichgewichtsadsorptionskapazität (qe) von MM und BCT im gesamten Adsorptionsprozess wird quantitativ mit 14,220 bzw. 32,934 mg/g bestimmt.

Wie in Abb. 2f, g gezeigt, ist der Anpassungskoeffizient R2 des kinetischen Modells pseudo-zweiter Ordnung von BCT und MM beide größer als 0,99. Darüber hinaus liegt die berechnete qe von BCT und MM, die 32,48 bzw. 14,13 mg/g beträgt, nahe an den experimentellen Ergebnissen von 32,934 bzw. 14,220 mg/g. Daher eignet sich das kinetische Modell pseudo-zweiter Ordnung zur Beschreibung des Adsorptionsprozesses, bei dem die Chemisorption vorherrscht32. Basierend auf den Anpassungsergebnissen wird weiter abgeleitet, dass die Adsorptionsgeschwindigkeitskonstanten pseudo-zweiter Ordnung K2-BCT und K2-MM 0,0690 bzw. 0,0306 g·(mg/min) betragen. Unter den gleichen Temperaturbedingungen ist K2-BCT fast doppelt so groß wie K2-MM, was bedeutet, dass BCT eine bessere Adsorptionsrate für Pb-Ionen und eine niedrigere Adsorptionsbarriere an den Verankerungsstellen aufweist. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass das gepfropfte -CONH-R-NH2 auf BCT über mehrere Pb-Verankerungsstellen verfügt, darunter -CONH, -NH2 und -CONH-R-NH2, die die Oberfläche des MM mit nur -COOH-Stellen übertreffen.

Die mit der Pb-Leckage aus PSCs verbundenen erheblichen Risiken sind auf zwei Hauptwege zurückzuführen: (i) Bruch der in Betrieb befindlichen PSCs, was zu einer Pb-Leckage führt; (ii) Die ausgedienten Perowskit-Panels sind gefährliche Elektronikabfälle und verursachen eine dauerhafte Kontamination des Ökosystems. Wie in Abb. 3a, b gezeigt, wurde BCT in Solarmodule mit der Struktur von Indiumzinnoxid (ITO)/Zinnoxid (SnO2)/FA-basiertem Perowskit/Spiro-OMeTAD/Gold (Au) integriert, um seine Leistungsfähigkeit zu bewerten Unterdrückung des Pb-Austritts aus in Betrieb befindlichen Solarmodulen, wenn diese im schlimmsten Fall Angriffen wie Hagel und saurem Regen ausgesetzt sind.

ein Schema der Einkapselung mit Glas und BCT, um das Austreten von Pb zu verhindern, wenn die PSCs schweren Wetterbedingungen (Hagel, starker Regen und saurer Regen) ausgesetzt sind oder die am Ende ihrer Lebensdauer beschädigten PSCs dem Ökosystem überlassen werden. b Der Pb-Leckagetest von PSCs in Hagel, Regenschauer, saurem Regen, Wasser des Gelben Flusses und Boden des Gelben Flusses. Die Kapselungsmethoden sind in der Abbildung eingebettet. c Ergebnisse des Wasserspülungs-Pb-Leckagetests für das beschädigte U-PSC, G-PSC und BG-PSC. d Pb-Leckage und Pb-Sequestrierungseffizienz der beschädigten U-PSC, G-PSC und BG-PSC unter der Extremwettersimulation (saurer Regen (pH = 4,2) nach Hageleinschlag). e Pb-Sequestrierungseffizienzen der beschädigten U-PSC, G-PSC und BG-PSC im Wasser des Gelben Flusses. f Die Bewertungsergebnisse von am Ende der Lebensdauer beschädigten U-PSC, G-PSC und BG-PSC im Boden des Gelben Flusses basierend auf Igeo.

Die Hagelschlagsimulation von PSCs wurde gemäß der Testnorm ASTM E1038 für Photovoltaikmodule durchgeführt. Wie in der ergänzenden Abbildung 12 gezeigt, zeigten beide mit reinem Glas (G-PSC) und einer BCT-Schicht (BG-PSC) bedeckten Geräte bei äußeren Kollisionen sternförmige Risse. Die beschädigten Platten wurden dann in fließendes DI-Wasser getaucht, um die Spülung durch starke Regenfälle unmittelbar nach einem Hagelangriff zu simulieren. Wie in Abb. 3c gezeigt, zeigen die nicht gekapselten Geräte (U-PSC) einen schnellen Pb-Austritt, wobei die Pb-Ionenkonzentration in DI-Wasser in den ersten 120 Minuten auf etwa 3,45 ppm ansteigt. Danach zeigte die Pb-Ionenkonzentration in der wässrigen Lösung einen leicht fallenden Trend, der möglicherweise auf die Sedimentation von Mikroaggregaten zurückzuführen ist, die durch den Komplexierungsprozess zwischen PbI2 und DMSO33 induziert wird. Bei G-PSC erreichte die austretende Pb-Konzentration nach 6-stündigem Einweichen 1,4 ppm, und mehr als 40 % Pb sickerten immer noch in das entionisierte Wasser, was darauf hindeutet, dass durch die Risse eindringendes Wasser tatsächlich zu einer unerwünschten Pb-Kontamination führte. Im bemerkenswerten Gegensatz zum U-PSC traten aus dem BG-PSC nur 4,8 ppb Pb-Ionen aus, wodurch eine Pb-Sequestrierungseffizienz von 99,86 % erreicht wurde, was unter dem Trinkwassersicherheitsniveau gemäß den WHO-Richtlinien für Trinkwasserqualität liegt. Dies weist darauf hin, dass Hagelschläge beim BG-PSC keine nennenswerten Pb-Austrittsprobleme verursachen würden.

Wenn PSCs im praktischen Einsatz äußeren Einflüssen wie Hagel ausgesetzt sind, neigen die ausgetretenen Pb-Komponenten auch dazu, durch die Schwerkraft entlang der Risse innerhalb der beschädigten PSCs nach hinten zu fließen, da die Module in einem großen Neigungswinkel installiert sind, um die Sonneneinstrahlung zu optimieren diesem Ort (Ergänzende Abb. 13). Darüber hinaus führten wir zusätzliche Experimente durch, um die Auswirkung unterschiedlicher Einbaupositionen von Funktionsmaterialien auf die Leistung bei der Unterdrückung von Pb-Leckagen unter extremen Zerstörungsbedingungen zu vergleichen. Zunächst wurde das ausgereifte, ultraviolett aushärtende Acrylatharz für die Verpackung auf den lichtdurchlässigen Seiten von PSCs ausgewählt, die in früheren Arbeiten eine hervorragende Fähigkeit zur Pb-Leckageunterdrückung gezeigt haben, und der BCT wurde auf der Rückseite von PSCs installiert (BG-PSC). zum Vergleich (Ergänzende Abb. 14a). Das U-PSC, das G-PSC, das in Harz eingekapselte PSC (R-PSC) und das BG-PSC wurden durch eine heftige Hagelangriffssimulation vollständig in Stücke gerissen (ergänzende Abbildung 14b). Anschließend haben wir sie 6 Stunden lang in entionisiertes Wasser getaucht und die Konzentration ausgetretener Pb-Ionen gemessen. Wie in der ergänzenden Abbildung 15 gezeigt, betrugen die ausgetretenen Pb-Ionenkonzentrationen 7,84, 5,57 und 4,03 ppm für U-PSC, G-PSC und R-PSC. Erfreulicherweise traten nur 0,876 ppm Pb-Ionen aus BG-PSC aus. Im Vergleich zu U-PSC, G-PSC und R-PSC, die eine Pb-Sequestrierungseffizienz von nur 0,00 %, 26,79 % bzw. 48,59 % aufweisen, weist BG-PSC eine Pb-Sequestrierungseffizienz von bis zu 88,83 % auf. Daher wird der Schluss gezogen, dass die BCT-Einkapselungsstrategie im Vergleich zur herkömmlichen Einkapselungsstrategie, bei der das Material auf der Seite des lichtakzeptablen Glases verpackt wird, eine viel höhere Pb-Sequestrierungseffizienz aufweist, selbst wenn die Geräte in Stücke zerbrochen sind (ergänzende Abbildung 16). Dies wird hauptsächlich auf den Vorteil einer großen Adsorptionskapazität und einer schnellen Adsorptionsrate für BCT-Materialien zurückgeführt.

In Anbetracht der Tatsache, dass PSCs in Gebieten mit starkem saurem Regen praktisch eingesetzt werden könnten, wurde die Salpetersäurelösung mit einem pH-Wert von 4,2 1 Stunde lang mit einer Durchflussrate von 10 ml/h auf die beschädigten Platten titriert, um die Erosion durch sauren Regen zu simulieren. Das durch die beschädigten Geräte geleitete kontaminierte Wasser wurde in einem Zentrifugenröhrchen gesammelt. (Die in der ergänzenden Abbildung 17 gezeigte Testausrüstung). Wie in Abb. 3d gezeigt, wurden für U-PSC und G-PSC 11,6 bzw. 5,09 ppm Pb-Ionen in kontaminiertem Wasser nachgewiesen. Hier wird die Pb-Sequestrierungseffizienz von U-PSC mit 0 % bezeichnet. Aus BG-PSC entweichen jedoch nur 0,965 ppm Pb, wodurch eine Pb-Sequestrierungseffizienz von 91,68 % erreicht wird, was auf die hervorragende mesoporöse Struktur und das chemische Pb-Chelatisierungsverhalten von BCT zurückzuführen ist. Darüber hinaus führten wir Experimente durch, um die Pb-Immobilisierungseffizienz von gecracktem U-PSC, G-PSC und BG-PSC in wässrigen Bedingungen mit einem pH-Wert von 10 bzw. 11 zu überprüfen (ergänzende Abbildung 18). Wie in der ergänzenden Abbildung 18a gezeigt, betragen die ausgetretenen Pb-Ionenkonzentrationen für U-PSC und G-PSC 7,82 bzw. 2,58 ppm bei einem wässrigen pH-Wert von 10. Im Gegensatz dazu traten nur 0,523 ppm Pb-Ionen aus BG-PSC aus, wodurch eine Pb-Sequestrierungseffizienz von 93,31 % erreicht wurde. Unterdessen betrug die Pb-Austrittskonzentration von BG-PSC im wässrigen Zustand mit einem pH-Wert von 11, verglichen mit der Pb-Austrittskonzentration von 6,27 ppm für U-PSC, nur 0,461 ppm, was eine Pb-Sequestrierungseffizienz von 92,64 % erreichte, während dies bei G-PSCs der Fall war Pb-Leckagekonzentration und Pb-Leckagerate bis zu 2,17 ppm bzw. 34,61 % (ergänzende Abbildung 18b). Es ist anzumerken, dass das BCT-Paket selbst unter wässrigen Bedingungen mit hohem pH-Wert immer noch eine Pb-Immobilisierungseffizienz von über 90 % aufweisen kann. Um eine systematische und zuverlässige Pb-Leckagebewertung durchzuführen, wurde die Pb-Leckagemenge beschädigter PSCs am Ende ihrer Lebensdauer im Wasser des Gelben Flusses und im Boden des Gelben Flusses gemessen. Die Proben des Wassers des Gelben Flusses und des Bodens des Gelben Flusses wurden in Zhengzhou, China, gesammelt (ergänzende Abbildung 19).

Um zu untersuchen, ob BCT ein hocheffizientes Pb-Chelatisierungsverhalten in Wasser mit komplexen Bestandteilen aufrechterhalten kann, wurde der Pb-Konzentrationstest aus Leckagen an Geräten, die durch Hagel im Wasser des Gelben Flusses beschädigt wurden, mithilfe von ICP-OES durchgeführt. Der Pb-Austritt von U-PSC im Wasser des Gelben Flusses wurde normalisiert, um die Unterschiede im Pb-Sequestrierungsverhalten zwischen den drei Gerätestrukturen intuitiv zu beobachten. Die Pb-Leckagerate von U-PSC wurde als 100 % definiert. Wie in Abb. 3e dargestellt, betrug die Pb-Leckagerate von BG-PSC im Vergleich zu U-PSC (100 %) nur 8,4 %, während G-PSCs eine Leckagerate von bis zu 61,36 % aufwiesen. Wie in der ergänzenden Abbildung 20 und der ergänzenden Tabelle 2 gezeigt, betragen die Pb-Leckraten von G-PSC und BG-PSC im DI-Wasser im Vergleich zu U-PSC (100 %) jedoch nur 40,56 % bzw. 0,14 %. Die Pb-Austrittsraten von G-PSC und BG-PSC im Wasser des Gelben Flusses betragen 61,38 % bzw. 8,40 %. Es ist erwähnenswert, dass die Pb-Austrittsraten von BG-PSC und G-PSC im Wasser des Gelben Flusses um 8,26 % bzw. 20,82 % ansteigen. Es ist ersichtlich, dass organische Bestandteile, Schwermetalle, Mikrobenpopulationen und Schlamm im Wasser des Gelben Flusses die Adsorptionskapazität von BCT beeinträchtigen, was zu einem Anstieg der Pb-Leckage kaputter Geräte am Ende ihrer Lebensdauer führt. Künstlich vereinfachte Pb-Leckage-Sequestrierungstests in einem Laborszenario können die Pb-Leckage-Situation von PSCs in realen Umgebungen nicht genau simulieren. Der Vorschlag zusätzlicher Verfahren zur Messung der Pb-Diffusionswerte in realen Proben ist objektiver und zuverlässiger für die Bewertung des potenziellen Risikos einer Umweltverschmutzung.

Sobald ausgediente Pb-haltige Perowskit-Photovoltaikmodule in der Umwelt zurückgelassen werden, werden auch reichlich giftige Schwermetall-Pb-Verbindungen im Boden ausgefällt und eine anhaltende Pb-Verschmutzung verursachen. Daher wurden die umliegenden Landböden des Gelben Flusses zusätzlich als Testproben gesammelt (ergänzende Abbildung 21). Die charakteristischen Bewertungsparameter, einschließlich der Index-Geoakkumulationsmethode (Igeo), der Ein-Faktor-Verschmutzungsindextechnik (Pi) und des Nemerow-Integrierten Verschmutzungsindex (PN), wurden unter Verwendung von Standardmethoden zur Bewertung der Schwermetallverschmutzung vorgeschlagen, um die Pb-Kontaminationsniveaus umfassend zu analysieren in Böden (siehe Ergänzende Anmerkung 3 für eine detaillierte Berechnungsgleichung.)34,35,36. Die Klassifizierungskriterien für die Bewertung der Schwermetallverschmutzung in Böden und die tatsächlichen Bewertungsergebnisse von drei Gerätetypen, die den Igeo-, Pi- und PN-Werten entsprechen, sind in den Ergänzungstabellen 3–5 bzw. Tabelle 1 zusammengefasst. Die durchschnittlichen Igeo-Werte von U-PSC und G-PSC betragen 0,207006 bzw. 0,004346. Beide Werte können in keine bis mäßige Kontamination eingestuft werden, wie in Abb. 3f dargestellt. Erfreulicherweise lagen die BG-PSC-Werte zwischen −0,73151 und −0,55254, was als keine Kontamination eingestuft wurde. Dies bestätigt, dass Pb-Verschmutzungsrisiken effektiv beseitigt werden können, sobald die Pb-basierten Altgeräte in der Umwelt entsorgt werden. Darüber hinaus wird die Verringerung der Pb-Verschmutzung des Bodens am Gelben Fluss auch auf der Grundlage der Bewertungsergebnisse von PN und Pi weiter bestätigt, wie in den ergänzenden Abbildungen dargestellt. 22 und 23. Im Vergleich zu U-PSC und G-PSC weist BG-PSC außergewöhnliche umweltfreundliche Eigenschaften gegenüber Böden des Gelben Flusses auf.

Nachfolgende Tests zur Validierung der Materialkompatibilität mit der Photovoltaikleistung und der Langzeitstabilität der Geräte sind für den realen Einsatz unerlässlich. Die Stromdichte-Spannungs-Kurven (J-V) und die entsprechenden externen Quanteneffizienzen (EQEs) von U-PSC und BG-PSC wurden einzeln gemessen, um den Einfluss der Verpackung auf die Photovoltaikleistung von PSCs zu bewerten, wie in Abb. 4a, b dargestellt . Die J-V-Eigenschaften von U-PSC und BG-PSC, gemessen in Rückwärts- oder Vorwärtsabtastrichtung, weisen eine vernachlässigbare Hysterese auf (ergänzende Abbildung 24). Die statistischen PCE-Daten basierend auf 17 Perowskit-Solarmodulen vor und nach der Einkapselung sind in Abb. 4c dargestellt. Die Überlappungsverteilung der Gerätewirkungsgrade mit kleinen Abweichungen und die Überlappung der JV- und EQE-Kurven zeigten, dass der eingekapselte BCT keinen negativen Einfluss auf die Photovoltaikleistung hatte. Um die Stabilität von PSCs gemäß den ISOS-Standards (International Summit on Organic Photovoltaic Stability) zu bewerten, wurden die Stabilitäten von U-PSC, G-PSC und BG-PSC unter Dauerlicht bei AM1,5 G, 100 mW/cm2 mit durchgeführt 60 ± 5 °C, 50 % relative Luftfeuchtigkeit bei 25 °C bzw. 85 % relative Luftfeuchtigkeit bei 25 °C (Ergänzende Abbildung 25). Wie in Abb. 4d gezeigt, wurde festgestellt, dass der BG-PSC seinen anfänglichen PCE von 81,49 % unter AM1,5 G, 100 mW/cm2 bei 60 ± 5 °C über 360 Stunden aufrechterhalten konnte, während der PCE von U -PSCs und G-PSCs sanken dramatisch auf 43,65 % bzw. 36,62 %. Dies deutete darauf hin, dass dunkle BCT-Materialien mit Lichtadsorptionseigenschaften möglicherweise teilweise vor Schäden durch Wärmestrahlung schützen können, die durch die sekundäre Reflexion von Licht an der Seite der Au-Elektrode bei kontinuierlicher Lichteinwirkung entstehen. Als U-PSC, G-PSC und BG-PSC über 1000 Stunden lang einer Feuchtigkeitsumgebung mit 50 % relativer Luftfeuchtigkeit bei 25 °C ausgesetzt wurden, sank der PCE für U-PSC und G-PSC dramatisch auf 56 % bzw. 62 %. des anfänglichen PCE nach dem 1000-Stunden-Test, was auf den Abbau der Perowskitschicht aufgrund der Feuchtigkeit zurückzuführen ist, die durch den ultraviolett (UV) aushärtenden Klebespalt in das Gerät eindringt. Der PCE von BG-PSC konnte 92 % des ursprünglichen PCE beibehalten (Abb. 4e). Wie in Abb. 4f gezeigt, sanken die PCEs des U-PSC und des G-PSC in einer Feuchtigkeitsumgebung mit 85 % relativer Luftfeuchtigkeit über 600 Stunden lang bei 25 °C auf 47,92 % bzw. 79,22 % ihrer anfänglichen PCEs. Es ist erwähnenswert, dass die BG-PSCs eine vielversprechende Stabilität aufweisen und 98,40 % ihres ursprünglichen PCE beibehalten, was auf die synergistische Rolle des BCT in Bezug auf die interne sekundäre Wasserdampfadsorption und die externe Wasserdampfisolierung zurückzuführen ist, wodurch die Erosionswirkung von Feuchtigkeit verhindert wird Perowskitmaterial (Abb. 4g und ergänzende Abb. 26). Um das Wasserdampfadsorptionsverhalten zu überprüfen, wurde der BCT 24 Stunden lang einer Umgebung mit 50 % relativer Luftfeuchtigkeit ausgesetzt. Es wurde festgestellt, dass das Gewicht von 560,5 mg auf 566,9 mg anstieg, was die hervorragenden Wasserdampfabsorptionseigenschaften von BCT beweist (Abb. 4h). Diese Ergebnisse bewiesen, dass der BCT eine hervorragende Kompatibilität mit der Photovoltaikleistung aufweist und die Langzeitstabilität der PSCs verbessern kann.

a Die JV-Kurven von U-PSC und BG-PSC in Rückwärtsscans unter AM 1,5 G-Beleuchtung. b Die EQE-Spektren von U-PSC bzw. BG-PSC. c Histogramm der Anzahl der Zellen als Funktion des PCE von U-PSC- und BG-PSC.17-Geräten wurden für die Statistik verwendet. d Normalisierte PCE von U-PSC, G-PSC und BG-PSC unter Dauerlicht bei AM1,5 G, 100 mW/cm2 und 60 ± 5 °C. e Normalisierte PCE von U-PSC, G-PSC und BG-PSC, gelagert in einer feuchten Umgebung mit 50 % relativer Luftfeuchtigkeit für mehr als 1000 Stunden bei 25 °C. f Normalisierte PCE von U-PSC, G-PSC und BG-PSC, gelagert in einer feuchten Umgebung mit 85 % relativer Luftfeuchtigkeit für mehr als 600 Stunden bei 25 °C. g Schematische Darstellung des Wasserdampfadsorptionsverhaltens von BCT. h Feuchtigkeitsadsorptionskapazität der BCT-Schicht.

Die weitere Untersuchung dieser Arbeit konzentrierte sich auf die Entwicklung eines Pb-Managementverfahrens mit geschlossenem Kreislauf, das oberste Priorität haben muss, um niedrige Materialkosten sicherzustellen und Sekundärverschmutzung durch die Pb-Adsorptionsmaterialien zu vermeiden. Der zyklische Prozess wurde rational in vier kritische Schritte unterteilt, darunter I-Pb-Ausfällung, II-Pb-Adsorption, III-Pb-Desorption und IV-Pb-Recycling, wie in Abb. 5a dargestellt. In den Verfahren I–II kann der BCT Pb-Ionen effektiv aus der Lösung mit einer Adsorptionsrate von 99,77 % über die chemische Koordinationsbindung zwischen Pb-Ionen und RCO-NH-R, RNH2, CONH-R-NH2 adsorbieren, wie in der ergänzenden Abbildung gezeigt . 27a. In Verfahren III wurde der Pb-Freisetzungsprozess hauptsächlich durch die sekundäre Protonierungsreaktion dominiert. In einer Lösungsumgebung mit hohem HNO3-Gehalt könnte das protonierte Wasserstoffion durch das freie Elektronenpaar um das N-Element in RCO-NH-R, RNH2 und CONH-R-NH2 chelatisiert werden, wodurch RCO-NH2+-R, RNH3+ und CONH2+-R- entstehen. NH3. Die sekundäre Protonierungsreaktion destabilisierte die bestehende Bindungskraft zwischen den RCO-NH-CH2-CH2-NH2- und Pb-Ionen, da H eine größere Elektronegativität als Pb aufweist (H (2,2) > Pb (1,9))37, was zur Freisetzung der eingefangenen Pb-Ionen führt wie in den Gleichungen gezeigt. (4)–(6) und ergänzende Abb. 27b, c.

ein Schema des nachhaltigen Pb-Managements von Perowskit-Solarmodulen, einschließlich I Pb-Ausfällung, II Pb-Adsorption, III Pb-Desorption und IV Pb-Recycling. b Pb-Recyclingverhältnis über BCT-Recycling. c Das XRD von kommerziellem frischem PbI2 und recyceltem PbI2. d Das Raman-Spektrenmuster von kommerziellem frischem PbI2 und recyceltem PbI2. e Relative Pb-Konzentration und I-Konzentration in DMF-Lösung mit der äquivalenten Menge an handelsüblichem frischem 99,99 % PbI2 und recyceltem PbI2, wobei handelsübliches frisches 99,99 % PbI2 als Referenz verwendet wurde. Die Pb- und I-Konzentration wurde mittels ICP-OES bestimmt. f Die JV-Kurven von PSCs basierend auf kommerziellem frischem 99,99 % PbI2 und recyceltem PbI2 in Rückwärtsscans unter AM 1,5 G-Beleuchtung. g Violin Diagramm des PCE von PSCs, die mit kommerziellem frischem 99,99 % PbI2 und recyceltem PbI2 hergestellt wurden. Für die Statistik wurden 10 Geräte verwendet.

Wir haben den Protonierungsprozess durch die Charakterisierung des FTIR der gemischten Lösung von CONH-R-NH2 mit PbI2 (bezeichnet als CONH-R-NH2@PbI2) und der gemischten Lösung von CONH-R-NH2, PbI2 mit HNO3 (bezeichnet als) demonstriert CONH-R-NH2@PbI2 + HNO3). Wie in der ergänzenden Abbildung 28 gezeigt, zeigt CONH-R-NH2@PbI2 charakteristische Peaks bei etwa 3340 cm−1 und 3277 cm−1, die der Streckschwingung von -NH in -NH2 zugeordnet werden. Und der charakteristische starke Schwingungsabsorptionspeak, der bei 1550 cm−1 auftritt, hängt mit der Streckschwingung von -C=O in der -CONH-Gruppe zusammen. Im Vergleich zu CONH-R-NH2@PbI2 wurde festgestellt, dass sich die Peakpositionen der Streckschwingung von -NH in CONH-R-NH2@PbI2 + HNO3-Proben offensichtlich von 3340 cm−1 und 3277 cm−1 auf 3228 cm verschieben −1 bzw. 3165 cm−1 in FIIR-Spektren. Die neuen Peaks der Streckschwingung protonierter Amingruppen (-NH3+) bei etwa 2823 cm−1 und 2596 cm−1 sind in CONH-R-NH2@PbI2 + HNO3 deutlich zu beobachten, was darauf hindeutet, dass die -NH2-Gruppe über protoniert wurde das H+ ionisiert durch HNO338. Mittlerweile erscheint der neue Peak bei etwa 2535 cm−1 und 1514 cm−1, die der Streckschwingung von protoniertem Amid (-NH2+) und protoniertem Amid II zugeordnet werden, was zeigt, dass -CONH durch H+39,40 protoniert wurde. Außerdem verschieben sich offensichtlich auch die Spitzenpositionen der Streckschwingung von -C=O von 1550 cm−1 auf 1606 cm−1. Der Grund wird darauf zurückgeführt, dass durch HNO3 ionisiertes H+ mit dem freien Elektronenpaar am N-Atom am -CONH- koordiniert, wodurch das konjugierte System des -CONH- aufgebrochen wird und die -C=O-Bindung aufgrund ihrer Verstärkung zu einer hohen Frequenzverschiebung führt Doppelbindungseigenschaften41,42. Die obigen Ergebnisse zeigen, dass die Pb-Desorption auf der Protonierung der CONH-R-NH2-Molekülkonfiguration durch HNO3 basiert.

Unter Berücksichtigung der Frage, ob das PbI2 zyklisch genutzt werden kann, werden nachhaltige chemische Austauschreaktionen zur Desorption von Pb in Schritt III entwickelt, wodurch eine Rückgewinnungseffizienz von 96,07 % des gelben PbI2-Pulvers erreicht wird (ergänzende Abbildung 29, Abbildung 5b und ergänzender Film 1). Um zu untersuchen, ob die Reinheit des recycelten PbI2 den Standards für kommerzielle Anwendungen entspricht, wurden die Kristallstruktur und die Zusammensetzung der Inhaltsstoffe des recycelten PbI2 weiter durch Röntgenbeugung (XRD), Raman-Spektrometer bzw. FTIR charakterisiert. Wie in Abb. 5c gezeigt, weist das recycelte PbI2 übereinstimmende XRD-Muster mit handelsüblichem frischem PbI2 auf. Die auffälligsten Beugungspeaks der (001)- und (002)-Kristallebenen werden sowohl für kommerzielles frisches PbI2 als auch für recyceltes PbI243 beobachtet. Inzwischen zeigt das recycelte PbI2 das übereinstimmende molekulare Gerüst wie kommerzielles PbI2, was durch Raman-Charakterisierung verifiziert werden kann. Die starken charakteristischen Raman-Banden werden bei 74 beobachtet (E2g-Schwingungspeak, der der 4H-Phase unserer PbI2-Flocken zugeordnet wird)44, 98, 109 cm−1 (A1g und 2LA(M) entsprechen dem Oberton des LA-Phonons bei M-Punkt der ersten Brillouin-Zone)45,46 in kommerziellem frischem PbI2 und 76, 96, 107 cm−1 in recyceltem PbI2 (Abb. 5d)47. Bemerkenswert ist, dass die Intensität des charakteristischen Raman-Peaks in recyceltem PbI2 im Vergleich zu kommerziellem frischem PbI2 höher ist, was darauf hinweist, dass das recycelte PbI2 eine höhere Kristallinität aufweist48. Die leichte Verschiebung der Peaks ist hauptsächlich auf unterschiedliche Gitterspannungen zurückzuführen, die durch die Größe und Form der Pulver verursacht werden49. In der Zwischenzeit treten in den FTIR-Spektren keine zusätzlichen Peaks chemischer Verunreinigungsgruppen auf (ergänzende Abbildung 30). Die Reinheit von recyceltem PbI2 und handelsüblichem frischem PbI2 (99,99 %) wurde mittels ICP-OES weiter quantifiziert, indem der Pb- und Jod(I)-Gehalt analysiert wurde, der in DMF-Lösung gelöst war.

Wie in Abb. 5e gezeigt, gibt es eine kleine Abweichung vom stöchiometrischen Verhältnis von Pb und I-Element in der recycelten PbI2-Probe. Das recycelte PbI2 hat eine relative Pb-Konzentration von 103 % und eine relative I-Konzentration von 100,3 % im Vergleich zu kommerziellem PbI2 (als Standardkontrollprobe mit 100 % Konzentration festgelegt). Das tatsächliche chemische Verhältnis von I zu Pb beträgt 1,93449, was auf einen Mangel an I-Komponente hinweist. Daher sollten die recycelten Proben auf PbI1,93449 korrigiert werden. Der stöchiometrische Überschuss an Pb kann die PCE-Leistung der Geräte verringern, die auf Basis von recyceltem PbI2 hergestellt wurden, da mehr Defektzustände entstehen. Der letzte Schritt IV wird durch die Wiederaufbereitung der PSCs auf Basis von recyceltem PbI2 realisiert. Es zeigt, dass FA-basierte PSCs, die mit recyceltem PbI2 hergestellt wurden, 22,08 % PCE mit einer Leerlaufspannung (VOC) von 1,11 V, einer Kurzschlussstromdichte (JSC) von 25,87 mA/cm2 und einem Füllfaktor (FF) von 76,89 aufweisen %, das dem Gerät, das mit handelsüblichem frischem PbI2 hergestellt wurde, fast nahe kommt, erreicht einen PCE von 22,37 % mit einem VOC von 1,13 V, einem JSC von 25,66 mA/cm2 und einem FF von 77,03 % (Abb. 5f). Bitte beachten Sie, dass das Gerät von JSC hier höher ist als das von U-PSC und BG-PSC in Abb. 4b, was auf den jahreszeitlichen Unterschied zwischen März und Oktober zurückzuführen ist, der zu erheblichen Änderungen der Klimatemperatur, der Luftfeuchtigkeit der experimentellen Betriebsumgebung und der Handschuhfachtemperatur führt die Herstellung von PSCs durch zweistufige Methode. Die kristalline Qualität von Perowskit-Dünnfilmen, wie z. B. die Korngröße und die Dichte der Defektzustände, wird beeinflusst und beeinflusst somit die Geräteleistung50,51. Die statistische PCE basierend auf 10 Perowskit-Solargeräten, die mit kommerziellem frischem PbI2 und recyceltem PbI2 hergestellt wurden, ist in Abb. 5g dargestellt. Die durchschnittlichen PCE-Werte der beiden Gerätetypen betragen 21,02 % bzw. 20,93 %. Weiter wurde der Standarddifferenzfaktor (SDF) berechnet, der durch \({{{{{\mathrm{SDF}}}}}}\left(\%\right)=\left(1-\frac{{ {{{{\mathrm{PCE}}}}}}\, {{{{{\mathrm{ of}}}}}}\, {{{{{\mathrm{ PSCs}}}}}}\, {{{{{\mathrm{ basierend }}}}}}\, {{{{{\mathrm{on }}}}}}\, {{{{{\mathrm{recycelt }}}}}}\ , {{{{{\mathrm{PbI}}}}}_{2}}}{{{{{{\mathrm{PCE }}}}}}\, {{{{{\mathrm{of }} }}}}\, {{{{{\mathrm{PSCs}}}}}}\, {{{{{\mathrm{ based}}}}}} \, {{{{{\mathrm{on} }}}}} \, {{{{{\mathrm{kommerziell}}}}}} \, {{{{{\mathrm{PbI}}}}}}_{2}}\right)\%\ ). Folglich beträgt der SDF für Geräte, die mit recyceltem PbI2 hergestellt werden, nur 0,42 %, was beweist, dass recyceltes PbI2 mit hoher Reinheit die Photovoltaikleistung von PSCs nahezu nicht beeinträchtigt.

Insgesamt bieten BCT-Materialien eine effiziente Möglichkeit, die Pb-Kontamination während des eigentlichen Betriebsprozesses von PSCs zu reduzieren und gleichzeitig die Kosten der PSC-Produktion zu senken, wie in der ergänzenden Abbildung 31 dargestellt. Sie bieten auch eine umweltfreundlichere Alternative zu Polymermaterialien und fördern die grüne Kommerzialisierung von PSCs.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass wir, inspiriert vom Beuteverhalten von Spinnen, BCT strategisch so gestalten, dass aktuelle Herausforderungen hinsichtlich der Pb-Kontamination und der Betriebsstabilität von PSCs angegangen werden. Die synergistischen Pb-Einfangmechanismen, die auf physikalischer Adsorption und chemischer Chelatbildung basieren, werden entschlüsselt. Der mikrokosmische Kapillaradsorptionsprozess in den Reaktionskammern von MM wird enthüllt. Darüber hinaus werden die synthetische Reaktion der Dehydratisierungskondensation zur Implantation funktioneller Moleküle (CONH-R-NH2) und der Einfluss der Molekülkonfiguration auf die Pb-Einfangkapazität eingehend analysiert. Es wird auch eine Bewertung der Pb-Kontamination unter realen Bedingungen durchgeführt, die zeigt, dass der BCT eine beeindruckende Pb-Abschirmkapazität aufweist. Die aus den ausgedienten PSCs ausgetretenen Pb-Ionenkonzentrationen werden im Yellow River und den umliegenden Böden genau quantifiziert, um die Pb-Kontamination in der Praxis beurteilen zu können. Erfreulicherweise weist der BCT eine beeindruckende Pb-Abschirmkapazität auf, bei der das Ausmaß der Pb-Leckage auf ein sicheres Kontaminationsniveau begrenzt wird, selbst im schlimmsten Fall, wie Hagel und saurer Regen. Noch wichtiger ist, dass Geräte mit BCT-Verkapselung eine hohe Betriebsstabilität mit einem relativen Effizienzverlust von weniger als 8 % bei 25 °C und 50 % relativer Luftfeuchtigkeit bei einer Lagerung von über 1000 Stunden aufweisen. Darüber hinaus wird ein rationaler Pb-Recycling-Ansatz entwickelt, der auf einer chemischen Ionenaustauschreaktion basiert und die Möglichkeit für ein geschlossenes Management von der Pb-Ausfällung bis zum Pb-Recycling bietet. Die Reinheit von recyceltem PbI2 ist mit handelsüblichem 99,99 % PbI2 vergleichbar, und das wiederaufbereitete Gerät weist einen PCE von 22,08 % auf, ohne dass es im Vergleich zu frischen Gegenstücken zu einem signifikanten Leistungsabfall der Photovoltaik kommt. Diese Arbeit liefert tiefe Einblicke in die mikroskopische Struktur-Eigenschaft-Leistungs-Beziehung in multifunktionalen Pb-Adsorptionsmaterialien und ebnet den Weg für die Beschleunigung von PSCs zu kommerziellen Anwendungen.

Mesoporöse Matrizen (MM) wurden von Henan MeiYuan Water Purification Material Comp. erworben. Ltd. Ethylendiamin (EDA, 99,0 %), Schwefelsäure (H2SO4, 18,4 mol/L) und Salpetersäure (HNO3, 16 mol/L) wurden von Tianjin FengChuan Chemical Reagent Technology Comp. bezogen. Ltd. Indiumzinnoxid (ITO) (6 Ω sq−1, 16,1 mm × 16,1 mm) wurde von South China Science & Technology Comp. gekauft. Ltd. Bleiiodid (PbI2, 99,99 %), Formamidiniumiodid (FAI, 99,99 %), Methylammoniumbromid (MABr, 99,5 %), Methylaminhydrochlorid (MACl, 99,5 %), 2,2′,7,7′-Tetrakis( N,N-Di-p-methoxyphenylamin)−9,9′-Spirobifluoren (Spiro-OMeTAD, 99,8 %), Bis(trifluormethan)sulfonamid-Lithiumsalz (Li-TFSI, 99 %) und 4-tert-Butylpyridin (TBP, 96 %) wurden von Xi'an Polymer Light Technology Corp. gekauft. SnO2-Lösung (15 Gew.-% in kolloidaler H2O-Dispersion) wurde von Alfa Aesar gekauft. N,N-Dimethylformamid (DMF, 99,8 %), Dimethylsulfoxid (DMSO, 99,7 %) und Chlorbenzol (CB, 99,8 %) wurden von Sigma-Aldrich bezogen. Au wurde von ZhongNuo Advanced Material (Beijing) Technology Co., Ltd. gekauft. Testpapier zur Bleiionenerkennung wurde von Zhejiang LuHeng Environment Technology Comp. gekauft. Ltd. Ultraviolett aushärtender Klebstoff (UV-Kleber, 170 cps) wurde von Beijing New Material Technology Comp. gekauft. Ltd. Niedrigtemperaturleitfähige Kohlenstoffpaste (40 Ω) wurde von Shenzhen Deliou Science and Technology Development Comp. gekauft. Ltd. Isopropanol (IPA, 99,5 %) und Natriumiodid (NaI, 99,5 %) wurden von Aladdin bezogen. Alle oben genannten Materialien wurden wie erhalten verwendet. Die Proben des Wassers und des Bodens des Gelben Flusses wurden in Zhengzhou, China, gesammelt.

Zunächst wurde MM im Ausgangszustand zu feinem Pulver gemahlen. Anschließend wurden in der ultraschallunterstützten Strukturtrennungsstufe 300 mg gekauftes MM in ein 100-ml-Becherglas mit 50 ml fließendem entionisiertem Wasser (DI-Wasser) überführt und 90 Minuten lang bei 25 °C umgesetzt. Schließlich wurden in der Phase der chemischen Rekonfiguration der Oberfläche verschiedene Volumina EDA in das Becherglas getropft und 150 Minuten lang bei 40 °C umgesetzt, um eine BCT-Mischung zu erhalten. Die BCT-Mischung wurde durch Vakuumfiltration unter Verwendung von Büchner-Trichterfilterpapier mit einer Porosität von 0,45 mm abgetrennt und gründlich mit einer 1:1-Mischung aus Ethanol und Wasser gewaschen. Anschließend wurde der BCT-Feststoff durch 12-stündiges Trocknen in einem Vakuumofen bei 25 °C erhalten.

ITO-Glassubstrate (6 Ω sq-1, 16,1 mm × 16,1 mm) wurden nacheinander durch aufeinanderfolgende Ultraschallbehandlung in Reinigungsmittel, entionisiertem Wasser, Aceton bzw. Ethanol für jeweils 15 Minuten gereinigt. Die ITO-Glassubstrate wurden mit trockenem Stickstoff (N2) getrocknet und 15 Minuten lang mit Sauerstoffplasma behandelt. Die wässrige kolloidale SnO2-Dispersion wurde mit entionisiertem Wasser im Volumenverhältnis 1:6 gemischt und durch 15-minütige Ultraschallbehandlung bei Raumtemperatur verdünnt. Anschließend wurde das SnO2 auf Glassubstraten abgeschieden, um durch Schleuderbeschichtung mit 4000 U/min für 30 Sekunden kompaktes SnO2 als Elektronentransportschicht zu erzeugen, und es wurde 20 Minuten lang in Umgebungsluft bei 180 °C getempert.

Der Perowskitfilm wurde auf Basis der zweistufigen Abscheidungsmethode hergestellt. Zunächst wurden 1,3 M PbI2 in DMF/DMSO (9,5:0,5) Lösungsmittel (50 µL) 30 s lang bei 1500 U/min auf SnO2 aufgeschleudert und 60 s lang bei 65 °C getempert und dann auf Raumtemperatur abgekühlt. Zweitens wurden 150 μl Mischlösung aus FAI/MABr/MACl (60:6:6 mg in 1 ml IPA) 30 s lang mit einer Schleudergeschwindigkeit von 1500 U/min auf den PbI2-Film aufgeschleudert. Der Perowskit-Vorläuferfilm wurde zum thermischen Tempern bei 140 °C für 10 Minuten in Umgebungsluft (35–40 % relative Luftfeuchtigkeit (RH)) überführt, um hochwertiges Perowskit als aktive Schicht zu erhalten.

Dann wurde Spiro-OMeTAD als Lochtransportschicht mit einer Spinrate von 4500 U/min für 30 s auf den Perowskitfilm aufgetragen, der aus 72,3 mg mL−1 Spiro-OMeTAD, 28,8 μL TBP, 17,5 μL Li-TFSI (520 mg) bestand mL−1 Li-TFSI in ACN) und 1 ml CB. Schließlich wurde ein 70-nm-Au- oder (10-nm-MoO3- + 60-nm-Au-)Film als Elektrode über eine Schattenmaske (0,04 cm2) thermisch verdampft.

BCT wurde mit leitfähiger Kohlenstoffpaste bei niedriger Temperatur im Verhältnis 2:1 gemischt und auf das Glassubstrat aufgetragen. Das Substrat mit der BCT-Überzugsschicht wurde auf die Heizplatte gelegt und 30 Minuten lang bei 150 °C getempert, um BCT heiß auf das Glassubstrat zu pressen. Nach dem Abkühlen auf Raumtemperatur wurde das Substrat mit der BCT-Beschichtung in die N2-Handschuhbox überführt. Anschließend wurden das reine Glassubstrat und das Substrat mit der BCT-Beschichtung auf den Perowskit-Solarzellen (PSCs) eingekapselt, indem UV-Kleber um das Gerät aufgetragen wurde.

Die Daten der Fourier-Transformations-Infrarotspektren (FTIR) wurden mit dem INVENIO R-Spektrometer von Bruker gemessen. Die Daten der Röntgenphotoelektronenspektroskopie (XPS) wurden mit Shimadzu AXIS Supra durchgeführt. Die Oberflächenmorphologien und die energiedispersive Spektroskopie (EDS) der Proben wurden durch Rasterelektronenmikroskopie (Thermo Scientific/Helios G4 CX) charakterisiert. Die Rauheit von MM und BCT wurde mit einem optischen 3D-Profilometer (Sensofar) gemessen. Die äußere Oberfläche von MM und BCT wird mit einem Brunauer-Emmett-Teller-Oberflächen- und Porengrößenanalysator bewertet. Ultraviolett-sichtbare (UV-vis) Absorptionsspektren wurden mit einem UV-Vis-NIR-Spektrometer (Cary5000 UV-Vis-NIR) gemessen. Die Pb-Ionenkonzentrationen wurden mittels induktiv gekoppeltem Plasmaemissionsspektrometer (ICP-OES) bzw. Graphitofen-Atomabsorptionsspektrometrie (GFAAS) gemessen. Die Stromdichte-Spannungs-Kennlinien (JV) der Perowskit-Solarzellen (PSCs) wurden unter simulierter Bestrahlung mit AM 1,5 G, 1 Sonne und 100 mW/cm2 (Enlitech, SS-X180R) ermittelt. Das Spektrum der externen Quanteneffizienz (EQE) wurde mit einem System zur Messung der spektralen Reaktion von Solarzellen (Enlitech, QE-R) ermittelt. Röntgenbeugungsmuster (XRD) wurden mit einem multifunktionalen Röntgendiffraktometer (Smartlab) mit Cu-Kα-Strahlung (λ = 1,54184 Å) durchgeführt. Raman-Spektren wurden mit dem LabRAM HR Evolution Raman-Spektrometer unter Verwendung der 532-nm-Wellenlänge eines Argonionenlasers als Anregungsquelle gemessen.

Für die Adsorptionsdynamiktests von Pb2+ durch MM und BCT in wässriger Lösung wurden 0,3 g MM und BCT ohne Rühren in 60 ml einer 167 ppm Pb-Perowskit-Pulverlösung gegossen. Eine Reihe von Proben wurde in unterschiedlichen Zeitintervallen von 1 bis 180 Minuten bei Raumtemperatur aus der Bleilösung extrahiert. Zur Bestimmung wurde die Pb-Ionenkonzentration in den Proben mit einem ICP-OES-Gerät gemessen.

Im Pb-Leckagetest betragen alle Abmessungen der drei Gerätetypen 16,1 mm × 16,1 mm. Für den Test der Starkregenspülung wurden beschädigte, unverpackte Perowskit-Solarzellen (U-PSC), glasverkapselte Perowskit-Solarzellen (G-PSC) und BCT-verkapselte Perowskit-Solarzellen (BG-PSC) in ein 100-ml-Becherglas gegeben und 60 Dem Becherglas wurden ml entionisiertes Wasser zugesetzt, um ein vollständiges Eintauchen des beschädigten Geräts zu erreichen. Dann wurden nach 15 Minuten, 30 Minuten, 1 Stunde, 2 Stunden, 3 Stunden bzw. 6 Stunden kontaminierte 5 ml entionisiertes Wasser aus dem Becherglas entnommen. Die Pb-Ionenkonzentration im kontaminierten DI-Wasser wurde mittels ICP-OES quantitativ gemessen. Für den Pb-Leckagetest vollständig zerbrochener PSCs wurden vollständig zerbrochenes U-PSC, G-PSC, harzverkapseltes PSC (R-PSC) und BG-PSC in ein 50-ml-Becherglas gegeben und mit 10 ml entionisiertem Wasser versetzt den Becher, um ein vollständiges Eintauchen des völlig kaputten Geräts zu erreichen. Anschließend wurden nach 6 Stunden verunreinigte 5 ml entionisiertes Wasser aus dem Becherglas entnommen. Die Pb-Ionenkonzentration im kontaminierten DI-Wasser wurde mittels ICP-OES quantitativ gemessen. Beim Pb-Leckagetest von PSCs unter saurem Regen wurden U-PSC, G-PSC und BG-PSC in einem Winkel von 45° zum Boden in den Trichter gegeben, wie in der ergänzenden Abbildung 17 dargestellt Es wurde eine saure Lösung mit einem pH-Wert von etwa 4,2 hergestellt und am Gerät mit einer Flussrate von 10 mL/h 1 h lang titriert, um extrem starke saure Niederschläge zu simulieren. Die kontaminierten Pb-haltigen Lösungen, die durch den Trichter strömten, wurden für ICP-OES-Tests in Glasfläschchen gesammelt. Im Pb-Leckagetest von PSCs unter wässrigen Bedingungen mit hohem pH-Wert wurden beschädigte U-PSC, G-PSC und BG-PSC in wässrige Bedingungen mit pH = 10 bzw. pH = 11 gebracht. Nach 6 Stunden wurden 5 ml des kontaminierten alkalischen Wassers entnommen. Die Pb-Ionenkonzentration im kontaminierten DI-Wasser wurde mittels ICP-OES quantitativ gemessen.

Bei der realen Pb-Kontaminationsbewertung von PSCs am Ende ihrer Lebensdauer wurden Proben von Wasser und Boden des Gelben Flusses mit Pb-Hintergrundwerten von 0,0101 ppm und 17,6 mg/kg aus Zhengzhou, China, entnommen. Für den Pb-Lecktest des beschädigten End-of-Life-Geräts im Wasser des Gelben Flusses wurden die beschädigten U-PSC, G-PSC und BG-PSC in ein 100-ml-Becherglas mit 30 ml Wasser des Gelben Flusses gegeben, um die Vollständigkeit zu erreichen Eintauchen des Geräts bzw. Nach 6 Stunden wurde eine Reihe von Proben des kontaminierten Gelbflusswassers im Becherglas entnommen und mittels ICP-OES auf die Pb-Ionenkonzentration getestet. Bei der Bewertung der Pb-Kontamination von beschädigtem PSC am Ende ihrer Lebensdauer im Boden des Gelben Flusses wurde der Boden des Gelben Flusses gleichmäßig gemischt und in drei Töpfe aufgeteilt, um die Bodenumgebung zu simulieren. U-PSC, G-PSC und BG-PSC, die durch die Hagelzerkleinerungssimulation beschädigt wurden, wurden im Boden vergraben, wie in der ergänzenden Abbildung 21 gezeigt. Anschließend wurde täglich DI-Wasser an die Stelle gegossen, an der die Geräte vergraben waren. Die Böden unterhalb der in 5 cm Tiefe vergrabenen Geräte wurden an den Tagen 1, 7, 14, 21 und 30 anhand der diagonalen Probenahmemethode beprobt. Und der Gesamt-Pb im Boden wurde durch GFAAS bestimmt. Anschließend wurden die charakteristischen Bewertungsparameter einschließlich der Index-Geoakkumulationsmethode (Igeo), der Ein-Faktor-Verschmutzungsindextechnik (Pi) und des Nemerow-Integrierten Verschmutzungsindex (PN) unter Verwendung von Standardmethoden zur Bewertung der Schwermetallverschmutzung vorgeschlagen, um die Pb-Kontaminationsniveaus umfassend zu analysieren in Böden.

Die Geräte mit 10 nm MoO3 + 60 nm Au wurden unter Dauerlicht bei AM1,5 G, 100 mW/cm2 und 60 ± 5 °C gealtert und die JV-Kurve unter einem Sonnensimulator (AM1,5 G, 100 mW/cm2) gemessen ) in unterschiedlichen Zeitintervallen, um die Abschwächung der Effizienz zu erfassen. Die Geräte mit 70 nm Au wurden unter 25 °C, 50 % relativer Luftfeuchtigkeit und 25 °C, 85 % relativer Luftfeuchtigkeit in einer Kammer mit konstanter Temperatur und Luftfeuchtigkeit gealtert und die JV-Kurve unter einem Sonnensimulator (AM1,5 G, 100) gemessen mW/cm2) in verschiedenen Zeitintervallen gemessen, um die Abschwächung der Effizienz zu erfassen.

Wir stellten Perowskit auf FA-Basis her und lösten ihn in 450 ml entionisiertem Wasser durch Erhitzen und Rühren vollständig auf, um eine Perowskit-Pulverlösung herzustellen. 2,5 g BCT wurden bei 100 °C zu 450 ml Perowskit-Pulverlösung mit einer Pb-Ionenkonzentration von 556 ppm gegeben und 12 Stunden lang bei 40 °C gerührt. Fest-Flüssig-Trennung von mit Pb-Ionen adsorbiertem BCT und Perowskitlösung durch Filterung, wobei BCT erhalten wird, das eine große Menge Pb adsorbiert. Das isolierte BCT wurde in 200 ml Salpetersäure (HNO3) mit pH = 1 gelöst und 4 Stunden lang bei 40 °C gerührt, um Pb(NO3)2 zu erzeugen. Der Zweck besteht darin, die an BCT adsorbierten Pb-Ionen zu eluieren. BCT und Pb(NO3)2 wurden durch Filtration getrennt, um eine Pb(NO3)2-Lösung zu erhalten. Dann wurde 1 mol/L Natriumiodid tropfenweise zur Pb(NO3)2-Lösung gegeben, um eine gelbe PbI2-Suspension zu bilden, wie in der ergänzenden Abbildung 29 und dem ergänzenden Film 1 gezeigt. Anschließend wurde die gelbe PbI2-Suspension mit IPA gewaschen. Das gelbe PbI2-Pulver wurde durch Zentrifugation und Vakuumtrocknung gewonnen. Schließlich wurde das gewonnene PbI2 zur Herstellung von FA-basierten PSCs verwendet.

Die Ab-initio-Berechnungen wurden auf Basis des Vienna ab initio Simulation Package (VASP) im Rahmen der Dichtefunktionaltheorie (DFT) für Strukturoptimierungen und Energiesimulationen52 durchgeführt. Wir haben das All-Electron-Projector-Augmented Wave Potential (PAW) mit der verallgemeinerten Perdew-Burke-Ernzerhof-Gradientennäherung als Austauschkorrelationsfunktion zur Beschreibung der Elektron-Ionen-Wechselwirkung übernommen. In der Zwischenzeit haben wir die Konfigurationen 2s22p2, 1s1 und 2s22p4 als Valenzelektronen für C, H bzw. O behandelt. Der Energiegrenzwert (400 eV) für die ebene Wellenentwicklung von Eigenfunktionen und Monkhorst-Pack-Netzen von \(4\times 4\times 1\) wurde gewählt, um die bessere Energiekonvergenz zu gewährleisten.

Weitere Informationen zum Forschungsdesign finden Sie in der mit diesem Artikel verlinkten Nature Portfolio Reporting Summary.

Die Daten, die die Ergebnisse dieser Studie stützen, sind im folgenden Repository verfügbar: https://doi.org/10.6084/m9.figshare.23282813. Die Quelldaten werden mit dieser Arbeit bereitgestellt. Quelldaten werden mit diesem Dokument bereitgestellt.

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Die Autoren danken dem National Key R&D Program of China (Grant No. 2018YFA0208501 (YS)), der National Natural Science Foundation of China (Grant Nos. 62104216 (JM) und 91963212(YS)) und dem Beijing National Laboratory für die finanzielle Unterstützung Molekulare Wissenschaften (Nr. BNLMS-CXXM-202005 (YS)), das China Postdoctoral Innovative Talent Support Program (Stipendium Nr. BX2021271(PL)), Schlüsselprojekt für Forschung und Entwicklung der Provinz Henan (Stipendium Nr. 192102210032 (YZ)), Eröffnungsprojekt des State Key Laboratory of Advanced Technology for Float Glass (Grant No. 2022KF04 (YZ)), des gemeinsamen Forschungsprojekts von Puyang Shengtong Juyuan New Materials Co., Ltd. (YZ) und des Outstanding Young Talent Research Fund der Zhengzhou University (JMPL und YZ). Die Autoren danken außerdem dem Advanced Analysis & Computation Center der Universität Zhengzhou für die Unterstützung bei der Material- und Gerätecharakterisierung. Erhalten: ((wird von der Redaktion ausgefüllt)) Überarbeitet: ((wird von der Redaktion ausgefüllt)) Online veröffentlicht : ((wird von der Redaktion ausgefüllt))

Diese Autoren haben gleichermaßen beigetragen: Huaiqing Luo, Pengwei Li.

Henan Institute of Advanced Technology, College of Chemistry, Zhengzhou University, Zhengzhou, 450001, VR China

Huaiqing Luo, Pengwei Li, Junjie Ma, Xue Li, He Zhu, Yajie Cheng, Qin Li, Qun Xu und Yiqiang Zhang

Schlüssellabor für grünes Drucken, Institut für Chemie, Chinesische Akademie der Wissenschaften, Beijing Engineering Research Center of Nanomaterials for Green Printing Technology, National Laboratory for Molecular Sciences, 100190, Peking, VR China

Yanlin-Lied

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YS, YZ und JM betreuten das Projekt. YZ, JM und HL hatten die Idee und gestalteten die Experimente. HL, PL, YZ und JM führten die BCT-Synthese, die Geräteverpackung, den Pb-Leckagetest und das Pb-Recycling sowie die meisten Charakterisierungen durch und kuratierten die gesammelten Daten. XL, HZ, YC, QL und QX führten eine Datenanalyse durch. XL führte eine First-Principles-Dichtefunktionaltheorie durch. HZ, YC und QL haben den Photovoltaik-Leistungstest des Geräts abgeschlossen. HL, PL, JM, YZ und YS trugen maßgeblich zur Diskussion der Daten bei. HL und JM haben den ersten Entwurf des Papiers geschrieben. Alle Autoren trugen zur Interpretation der Daten, zur Diskussion, zum Verfassen des Papiers bei und stimmten der endgültigen Version zu.

Korrespondenz mit Junjie Ma, Yiqiang Zhang oder Yanlin Song.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Nature Communications dankt Nam-Gyu Park, Mingjian Yuan und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Eine Peer-Review-Datei ist verfügbar.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Luo, H., Li, P., Ma, J. et al. Bioinspirierte „Käfigfallen“ für das geschlossene Bleimanagement von Perowskit-Solarzellen unter realer Kontaminationsbewertung. Nat Commun 14, 4730 (2023). https://doi.org/10.1038/s41467-023-40421-8

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Eingegangen: 02. Februar 2023

Angenommen: 27. Juli 2023

Veröffentlicht: 07. August 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-023-40421-8

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