一、UV/H_2O_2及联合技术在环境保护中的研究进展（论文文献综述）
韩秀萍[1]（2021）在《锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究》文中认为目前,环境污染问题越来越受到人们的重视,特别是水体污染与人类生存息息相关。随着世界人口的增加和规模化养殖业的快速增多,全球抗生素消费量持续增长,导致大量的抗生素被排放到环境中,通过多种方式进入水体,造成严重的污染。光催化氧化技术能够将水体中的抗生素直接分解为二氧化碳、水或小分子物质,可避免抗生素在水体中存留过久而产生毒害。锑基材料和钛基材料均为宽禁带半导体材料,在紫外光照射下具有优良的光催化活性,但也存在带隙宽及光生电子-空穴对易复合等缺点,使其光催化降解效率不理想。本论文围绕水环境中抗生素残留的环境问题,较为系统地研究了光催化技术在这一领域的应用可行性,选择锑基和钛基光催化材料,通过形貌调控、稀土元素掺杂和半导体复合等方法对其进行改性,以罗丹明B（RhB）和几种抗生素为模型污染物,对所制样品的光催化性能进行评价,取得如下创新成果:1.以SbCl3为原料分别采用水热法和醇解法制备了斜方晶相和立方晶相Sb2O3光催化剂,探讨了不同晶相结构对光催化性能的影响。结果表明,紫外光照射150 min时,斜方晶相Sb2O3（Ⅱ）和立方晶相Sb2O3（Ⅰ）对RhB的降解率分别为57.01%和96.80%。立方晶相Sb2O3（Ⅰ）的光催化降解性能更优,将其用于盐酸左氧氟沙星（LVF）和磺胺吡啶（SPY）的光催化降解,紫外光照射150 min时,降解率分别为80.30%和66.16%。2.以Sb2O5和KSb（OH）6为锑源,以壳聚糖为形貌调控模板,分别制备了BaSb2O6（Ⅰ）、BaSb2O6（Ⅱ）、BaSb2O6（Ⅲ）、Pr-BaSb2O6和TrO2/BaSb2O6五种光催化剂。表征结果发现,这五种催化剂均为六方晶相结构,且具有不同的形貌,BaSb2O6（Ⅰ）为不规则颗粒状,大小40-50 nm;BaSb2O6（Ⅱ）为层状球形,直径约8μm:BaSb2O6（Ⅲ）为球状“花朵”型,直径约10μm;Pr-BaSb2O6为粒径60-80 nm分散的颗粒状:TiO2/BaSb2O6具有片层相互“交叉”形貌,粒径约800 nm。以壳聚糖为模板进行形貌调控时,BaSb2O6的比表面积由0.61 m2/g增大至101.75 m2/g,在相同条件下,对RhB的降解率由73.09%提高至83.07%。与BaSb2O6（Ⅱ）相比Pr-BaSb2O6的禁带宽度由4.70 eV减小为3.52 eV,对RhB的降解率由73.09%提高至94.02%。Pr-BaSb2O6对LVF、盐酸四环素（TCH）及磺胺嘧啶（SD）三种抗生素的降解率分别为从94%、90.84%和77.31%。与BaSb2O6（Ⅱ）相比,在相同条件下,TiO2/BaSb2O6光催化剂对RhB的降解率提高至94.46%。TiO2/BaSb2O6对LVF、TCH及SD三种抗生素表现出优异的光催化降解性能,降解率分别达100%、100%及98.21%。通过对降解液质谱检测分析,提出了LVF、TCH和SD三种抗生素的可能降解路径,并对TiO2/BaSb2O6光催化增强机理进行了探讨。3.以 KSb（OH）6为锑源,分别制备了 SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）和 Pr-SrSb2O5（H2O）4 两种光催化剂。结果表明,所制备的样品均具有立方晶相结构。以紫外光和可见光照射100 min时,SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）对 RhB 的降解率分别为 95.01%和 54.36%。与 SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）相比,Pr-SrSb2O5（H20）4的光催化性能有所提高,在相同条件下,对RhB的降解率分别为64.24%和98.91%。通过对降解液的质谱分析,提出了在紫外光照下Pr-SrSb2O5（H2O）4对的RhB降解途径。Pr-SrSb2O5（H2O）4对LVF、TCH、SD三种抗生素均表现出优异的光催化降解性能,紫外光照射100 min时,降解率分别为92.21%、93.32%和74.52%。4.以 KSb（OH）6 为锑源,分别制备了立方晶相的 CaSb2O5（OH）2（Ⅱ）和 Pr-CaSb2O5（OH）2光催化剂。结果表明,CaSb2O5（OH）2（Ⅱ）具有较大的比表面积（101.60 m2/g）,分别以紫外光和可见光照射100 min时,对RhB的降解率为96.64%和74.59%。与CaSb2O5（H2O）4（Ⅱ）相比,Pr-CaSb2O5（H2O）4的光催化降解性能有所提高,在相同条件下,对RhB的降解率分别为84.24%和98.29%。Pr-CaSb2O5（OH）2对LVF、TCH和SD三种抗生素也具有优异的光催化降解性能,紫外光照射100 min时,降解率分别为93.48%、98.65%和72.38%。通过对TCH降解液的质谱分析,提出了 Pr-CaSb2O5（OH）2对TCH的可能降解路径。5.以钛酸正丁酯和钨酸铵为前驱体,采用静电纺丝法分别制备了 TiO2纳米纤维和5%WO3/TiO2复合纤维,并将这两种光催化剂用于光催化降解RhB和制氢。实验结果表明,可见光照射180 min时,TiO2纳米纤维对RhB的降解率为71.70%;紫外光照射5 h时,产氢量为321.3 μmol。与TiO2纳米纤维相比,5%WO3/TiO2复合纤维的光催化性能有显着增强,在相同条件下,5%WO3/TiO2复合纤维对RhB的降解率为95.40%,产氢量为464.5μmol,对 LVF、TCH 和 SD 的降解率分别为 86.94%、79.84%和 66.31%。根据 UV-vis DRS数据结合光催化实验结果,提出了 5%WO3/TiO2复合纤维的光催化活性增强机理。
翟世民[2]（2021）在《生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究》文中研究表明生物炭的制备成本低、孔隙率高、官能团丰富,具有较强的吸附能力,在印染废水处理中应用前景广阔。以废弃生物质制备生物炭并将其用于印染废水的处理,可以实现废弃生物质的资源化利用,降低印染废水的处理成本,达到“以废治废”的目的。然而,由于废弃生物质中的无机组分占比较高,造成制备生物炭的比表面积和吸附能力比常规活性炭低,且在印染废水处理中,普通生物炭往往只对带特定电荷的污染物具有良好的吸附效果,吸附普适性差;另外,生物炭使用后进行堆积或填埋处理,还存在二次污染的风险。上述原因限制了废弃生物质生物炭在印染废水处理中的应用。基于此,本论文以制革污泥和竹子等生物质为原料,通过调控热裂解条件、引入活性官能团和负载金属氧化物等方式制备了不同结构和性能的生物炭,研究所制备生物炭材料对印染废水中污染物的作用机制,具体研究内容如下:通过改变制备条件调控生物炭（BCs）的比表面积和Zeta电位电势,然后在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团,制备改性生物炭（MBCs）,提高MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性。研究发现BCs仅对阳离子染料具有良好的吸附效果,其中BC50用量为10 g/L时对100 mg/L的Cr（Ⅵ）最大去除率为43.5%,8 g/L的BC50对活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL（200mg/L）的去除率分别为0.1%、17.9%、99.1%和0.05%;在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团后,MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性明显提高,在上述相同条件下MBCs对Cr（Ⅵ）、活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL的最大去除率均可达到98%以上,且被吸附污染物在模拟环境中未出现明显的脱附现象;在MBCs表面负载Fe3O4粒子后,在磁场作用下可以实现MBCs从水中的快速分离,提高了生物炭的实际应用性能。为实现生物炭的循环使用,研究以Fe粉和竹粉为原料,通过热裂解制备生物炭Fe-BC,然后在Fe-BC多孔结构上负载TiO2、Mg O和Zn O,得到具有吸附-催化功能的生物炭复合材料（TiO2@Fe-BC和Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）,将其用于印染废水处理,结果表明在紫外光照射和乙酸作用下,TiO2@Fe-BC（0.1 g）对Cr（Ⅵ）（10 m L,25 mg/L）的最大去除率为93.29%,而Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC对Cr（Ⅵ）的去除率为79.97%;在紫外光照射下,0.8 g/L的Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC可以实现50 mg/L亚甲基蓝（MB）的100%脱色,且Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC循环使用4次后,其对MB的去除率仍在80%以上。将竹片经水热碳化得到生物炭微球（BMs）,采用溶胶凝胶法在BMs表面包覆Mg O-Zn O和TiO2-Ag,制备金属氧化物包覆生物炭球复合材料（DSMs）,氧化煅烧去除BMs,得到内层为非光敏催化材料Mg O-Zn O、外层为光敏催化材料TiO2-Ag的中空催化微球（HCMs）,以提高催化材料的光能利用效率。研究HCMs对亚甲基蓝（MB）的催化降解效果,结果表明结构优化后,HCMs对光的最大吸收波长拓展到了可见光范围（580 nm）;在模拟太阳光照射下（Xe灯,150W）,HCMs在水中可以产生·O2-、e-和·OH等活性物质,当HCMs使用量为0.01 g时,可以将100 m L浓度为5 mg/L的MB催化降解,HCMs循环使用5次后对MB的去除率仍然可达到80%,与所制备的生物炭多孔负载金属氧化物复合材料（Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）、商品级锐钛矿和金红石相比,HCMs的光能利用效率和光催化降解能力更高。为拓展生物炭在印染废水处理中的应用,研究以腈纶纤维为骨架,在纤维表面包覆沉积Mg（OH）2,分别在纤维间填充竹粉或制革污泥,经模板压制成形和高温无氧煅烧,制备生物炭饼光热转化材料,通过优化制备条件,得到了热能转化效率高、亲水性强的生物炭饼光热转化材料(BC3-0和BC3-1)。研究BC3-0和BC3-1对活性红X-3B废水的净化效果表明,BC3-1对光能的利用率最高可以达到78.98%;在模拟太阳光照射下,通过太阳能-蒸汽-冷凝水的界面转化,可以去除活性红X-3B废水（10 g/L）中绝大部分污染物,其中利用BC3-0收集到的净化水中活性红X-3B、COD、TOC、TC和IC浓度分别为4.67 mg/L、17.52 mg/L、34.33mg/L、46.94 mg/L和12.61 mg/L,可以达到纺织染整工业水污染物排放标准（GB4287-2012）中直接排放的要求。
崔荣基[3]（2021）在《粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究》文中进行了进一步梳理燃煤发电不仅会释放出NOx和SO2等大气污染物,同时也会排放出大量的粉煤灰等固体废弃物,燃煤烟气的脱硫脱硝治理以及粉煤灰的资源化合理化利用关乎着人类生命健康与生态环境安全。目前,燃煤电厂多采用一对一的脱硫脱硝技术,其存在占地面积大、投资和运行成本高、氨逃逸、空预器堵塞、蓝色烟羽和催化剂失活等一系列问题。同时,我国粉煤灰利用也存在着综合利用率及高附加值利用率较低等问题。基于这些工程技术现状,本文提出了粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝新工艺,即粉煤灰基催化剂催化H2O2快速氧化NO,并结合碱吸收装置实现烟气协同脱硫脱硝。该工艺不仅可以实现粉煤灰的高附加值利用,同时符合以废治污、循环经济的新发展理念。以粉煤灰为原材料制备多种催化剂,测试其催化H2O2氧化NO的性能以及耦合碱吸收后的脱硫脱硝效率,并结合各种表征手段推测其反应机理。最后在设有烟气预氧化装置的烟气循环流化床实验平台上开展协同脱硫脱硝中试实验,初步探究其工业化应用的可行性。通过球磨和碱改性改善粉煤灰微观结构。湿法球磨对粉煤灰的破碎效果好于干法球磨,粉煤灰粒度随着球磨时间、粉煤灰与水的重量比以及球磨珠与粉煤灰的重量比的增大而不断降低。碱改性破坏了粉煤灰玻璃体中的硅铝网状结构,释放出活性氧化硅与氧化铝,同时使粉煤灰变得疏松多孔,比表面积和孔容增大。通过磁选、碱酸复合处理制备粉煤灰基铁基催化剂。湿法磁选对煤粉锅炉粉煤灰的除铁效果要好于流化床锅炉粉煤灰,且磁选所得磁珠的全铁含量随着磁选次数、磁场强度、水灰重量比的增大而增大,随着粉煤灰粒度的减小先增大后降低。磁珠经过碱酸复合处理后,铝铁组分分别以氧化铝和赤铁矿的形式富集在磁珠表面,其中表面氧化铝数量的增加不仅提高了赤铁矿在表面的分散性,还增加了表面L酸酸量,促进H2O2在表面的吸附。而Fe OAl的形成导致催化剂带有大量的氧空缺位,这有利于催化反应过程中Fe3+向Fe2+的转变,提高羟基自由基的生成速率,因此表现出较高的催化H2O2氧化NO性能,结合碱液吸收可以实现90%左右的脱硝效率和100%脱硫效率。通过碱熔-水热晶化法合成粉煤灰基HY分子筛。粉煤灰基HY分子筛可以实现76%的脱硝效率和100%的脱硫效率。脱硝效率与分子筛的B酸含量呈正相关,结合原位红外测试以及电子顺磁共振表征结果推测,NO经过氧化以及非均相裂解而产生的NO+先取代HY分子筛中B酸的质子,然后被H2O2氧化成硝酸而离开分子筛表面,留下带有单电子轨道的B酸则作为催化活性中心催化H2O2氧化NO为硝酸。但硝酸会使分子筛的骨架铝脱除,进而导致结晶度降低,表面结构变差,B酸含量降低,因此催化稳定性变差。通过浓硫酸酸浸制备粉煤灰基固体酸催化剂。浓硫酸高温酸浸不仅使粉煤灰中大量铝组分溶出,还会与脱铝残渣的硅羟基反应生成固体酸催化剂（Si O2-O-SO3H）。相比于原灰,所制得的固体酸催化剂比表面明显增大,吸水性增强,且表面L酸含量增多。该固体酸催化剂可以催化H2O2氧化NO,催化氧化反应对H2O2浓度表现为零级反应,而对NO浓度表现为一级反应,指前因子与活化能分别为1.1×104 s-1和19870 J/mol。推测NO氧化机理为固体酸催化剂通过与H2O2之间的氢键进一步增强了氧原子的电负性,该电负性较强的氧原子可以快速将NO氧化为NO2。在结合碱吸收情况下,可以实现92%的脱硝效率和100%的脱硫效率,脱硝产物为硝酸盐和亚硝酸盐,脱硫产物为硫酸盐。粉煤灰基HY分子筛、铁基催化剂和固体酸催化剂的脱硝效率随着烟气中NO与SO2浓度的增大而降低。在氧气含量相对较高时,增大氧含量有利于粉煤灰基HY分子筛和铁基催化剂脱硝效率的提高,而粉煤灰基固体酸催化剂脱硝效率不受氧含量变化的影响。粉煤灰基固体酸和HY分子筛的脱硝效率随着H2O2浓度的增大逐渐增大,而粉煤灰制铁基催化剂的脱硝效率随着H2O2浓度的增大先增大后保持不变。三种催化剂的脱硝效率随着H2O2流量以及反应温度的增大先增大后降低。粉煤灰基固体酸和HY分子筛的脱硝效率随着催化剂用量的增大先增大后保持不变,而粉煤灰制铁基催化剂的脱硝效率随着催化剂用量的增大先增大后降低。粉煤灰基固体酸催化剂在长时间脱硫脱硝中性能最为稳定,其催化H2O2氧化NO的工艺具备投资成本与运行成本低的经济性优势。基于粉煤灰基固体酸催化剂,开展NO预氧化的烟气循环流化床协同脱硫脱硝中试实验研究。实验条件为:双氧水浓度为15%,烟气湿度为6%,SO2浓度为1000 mg/m3,NO浓度为500 mg/m3,Ca/（S+N）=1.6,催化氧化空速为81400 h-1,获得100%的脱硫效率和81.6%的脱硝效率。协同脱硫脱硝实验中,烟气中NO和SO2浓度、双氧水浓度、入口烟气温度和停留时间影响烟气预氧化与床内碱吸收两个过程的化学反应,脱硝效率随着停留时间和双氧水浓度的增大而增大,随着烟气NO和SO2浓度的增大而减小,随着烟气温度的增大先增大后降低;而脱硫效率主要受烟气入口温度影响较大,随着烟气入口温度的增大先增大后降低。Ca/（S+N）和烟气湿度主要影响床内碱吸收过程,脱硫脱硝效率随着Ca/（S+N）的增大先增大后保持不变,随着烟气湿度的增大先增大后降低。
郑洋[4]（2021）在《DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的实验研究》文中研究说明挥发性有机物（VOCs）来源广,成分复杂,是当前空气污染的重要组成部分,对生态环境和人类健康均可构成严重损害。低温等离子体（NTP）工艺作为一种具有发展前途的VOCs治理技术受到广泛关注,其中介质阻挡放电（DBD）是等离子体氧化VOCs最常用的放电方式之一,具有工艺稳定、放电均匀等优点。但是副产物臭氧（O3）的排放是限制DBD技术实际推广应用的瓶颈问题之一。本研究首次提出将湿式均相催化系统串联在DBD之后,利用DBD的副产物O3在湿式系统中产生羟基自由基（·OH）进一步降解甲苯。研究验证了DBD-湿式均相催化耦合系统的可行性,筛选了合适的金属离子及其用于O3的捕获及转化,优化了运行参数,基于EPR、GC-MS等技术分析了DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的机理。主要研究结论如下:（1）DBD-湿式洗涤耦合系统具有利用臭氧进一步提高甲苯去除率的潜力。在甲苯初始浓度263 mg·m-3,放电电压16 k V条件下,DBD对于甲苯的去除率稳定在43%,CO2和O3产生量为别为34 mg·m-3和433 mg·m-3;DBD+Fe2+系统甲苯的去除率在30 min后稳定在56%,CO2产量达到81 mg·m-3,O3去除率可达到72%。鉴于DBD+Fe2+系统的甲苯去除率与CO2产量均高于单一DBD系统,特别是CO2产量提高了2.4倍,说明DBD-湿式均相催化耦合技术降解VOCs是具有协同效果。金属离子Fe2+、Mn2+和Cu2+均可提高O3去除率。在50-2000 mg·L-1的离子浓度范围内,O3去除率均随Fe2+和Mn2+浓度的提高而增加,随Cu2+浓度的升高先增加后降低。（2）DBD耦合不同浓度的Fe2+、Mn2+和Cu2+溶液降解气态甲苯的研究结果表明,1 g·L-1的Fe2+在DBD-湿式均相催化耦合系统中效果最好,其甲苯的去除率为60%,CO2产量106 mg·m-3,O3去除率近90%;在DBD+纯水系统中,甲苯和O3的去除率随着溶液初始p H（p H:2、4、6和8）的增加而增加,当p H为8时,甲苯和O3的去除率分别高达到53%和12%;在DBD+Fe2+系统中,p H为4时甲苯和O3去除率最高,分别为60%,90%;当DBD放电电压由14 k V升高至16 k V时,单一DBD的甲苯去除率、CO2产量和O3产生量分别提升到43%、34mg·m-3和433 mg·m-3;由240 min的持续降解实验(甲苯:263 mg·m-3;放电电压:16 k V;Fe2+浓度定为1 g·L-1)可知,甲苯去除率稳定在60%左右,O3去除率在前120 min基本稳定在88%,之后略有下降,DBD耦合Fe2+催化系统稳定性良好,这是因为液相系统可持续产生·OH来降解甲苯。（3）通过添加自由基猝灭剂叔丁醇（TBA）,研究DBD耦合Fe2+系统中甲苯的降解机理。结果显示,添加TBA后,甲苯的去除率从60%下降到了46%,CO2产量从106 mg·m-3下降到了18 mg·m-3,说明TBA对于甲苯去除以及甲苯和有机中间体的深度氧化抑制作用显着。DBD耦合Fe2+系统中遵循羟基自由基作用机理,EPR测定结果进一步证明了上述推论。最后基于自由基和中间产物测定结果,分析了甲苯在DBD-湿式均相催化耦合系统中的降解机制。
米记茹[5]（2021）在《UV/H2O2/O3高级氧化去除藻源嗅味和有机物的效果及机理研究》文中研究指明随着经济社会的高速发展,水体污染现象越来越严重,水体富营养化现象越来越常见,造成藻类滋生,不仅对水体环境造成危害,还严重的影响了人们的生产生活特别是给饮用水供水安全带来了严重隐患。藻类代谢过程中释放的藻源有机物,是一类由蛋白质、脂肪胺、多糖等多种成分组成的复杂混合物,这些藻源有机物是一些毒性消毒副产物（如三卤甲烷、NDMA等）的重要前体物质;藻类产生的藻毒素和嗅味物质对水质的影响很大,特别是藻源嗅味的存在会直接影响饮用水的感官性状,降低水的品质,引起人们的广泛关注。因此藻源有机物和嗅味物质的去除是关于饮用水安全的重要课题。本研究针对藻源有机物和嗅味及其控制问题,研究了藻的有机物特性和产嗅特性,优选出UV/H2O2/O3工艺作为控制技术并进行参数优化,最后对UV/H2O2/O3去除藻源有机物的机理进行了研究。研究了鱼腥藻、铜绿微囊藻、颤藻、小球藻的生长情况,并对其胞内胞外有机物中的嗅味物质及有机物成分进行了检测分析,柠檬醛是四种藻源中含量最高的嗅味物质,藻的胞内有机物（IOM）和胞外有机物（EOM）组成成分不同,IOM中主要含有微生物代谢产物、色氨酸、络氨酸等物质,EOM中主要含有腐殖酸和富里酸等物质;研究了不同生长阶段的鱼腥藻的胞内外有机物的变化情况,在不同生长阶段,鱼腥藻胞内外的嗅味种类和有机物组成基本一致,但含量有所变化,在对数期IOM中含有的嗅味物质比较多,有机物荧光强度比较强,到了生长末期,由于大量藻细胞的破碎,导致IOM中的嗅味和有机物释放到EOM中,从而造成了嗅味和有机物含量的变化。单独UV、H2O2、O3氧化无法有效去除藻源嗅味2-甲基异莰醇（2-MIB）和土臭素（GSM）,UV/H2O2、UV/O3、O3/H2O2、UV/H2O2/O3四种联合高级氧化的方式可提高对2-MIB和GSM的去除率,其中UV/H2O2/O3氧化体系去除率最高。利用BBD响应曲面法对UV/H2O2/O3去除2-MIB、GSM、TOC和三卤甲烷四种目标物分别进行了实验优化,并在特定工况下（UV强度为150W、H2O2投加量5mg/L、O3投加量2mg/L、停留时间5分钟）进行了实验验证,2-MIB去除率为83.9%,GSM的去除率为79%,TOC去除率为23.3%,模拟效果良好,三卤甲烷的模型效果与实际结果差距较大,29组实验的结果显示UV/H2O2/O3对2-MIB和GSM的去除效果较好,对TOC的去除率较低,说明其对有机物的彻底矿化率不高,对于三卤甲烷生成势的去除效果不好,甚至会增加三卤甲烷的生成能力。酸性条件下UV/H2O2/O3技术氧化2-MIB和GSM的效果最好;随着初始浓度的增大,2-MIB、GSM和TOC的去除率增大。在UV/H2O2/O3氧化藻源有机物（AOM、IOM、EOM）配水的实验中,反应前大部分嗅味物质未有效检出,柠檬醛含量最高,反应之后也得到了了大量去除,藻源有机物三卤甲烷生成势的去除效果不好;通过分子量分布、荧光分析、LC-OCD-OND对反应前后有机物的变化进行了表征分析,结果表明UV/H2O2/O3对藻源有机物配水中的各个组分均有去除效果,对于大分子的有机物的降解效果明显,提高了藻源有机物的可生化性。
吴伟果[6]（2021）在《基于锌-空气电池合成H2O2处理废水的研究》文中研究指明随着社会的发展,人们的日常活动、工厂运转,不可避免地排放有机废水,造成水体污染生态体系恶化,因此绿色高效处理有机废水迫在眉睫。本文中,我们开发并演示了一种清洁、稳定和自供电的技术,该技术可通过将部分氧化的碳纳米管直接组装在泡沫镍（OCNTs@NF）上作为紫外线/锌-空气电池（UV/ZAB）系统的阴极进行高效废水处理。ZAB通过电化学还原氧气有效地现场生产H2O2,快速降解工业废水中的模型有机污染物和实际污染物,其中ZAB系统可自行提供电能驱动紫外灯,从而降低了能耗。本文开展了以下工作:1.使用硝酸蒸汽的方法氧化多壁碳纳米管,将其配置成适宜浓度的分散液,含氧碳纳米管跟金属之间存在着氧还原电位差,所以当泡沫镍浸没在均一的分散液中时,碳纳米管会自组装紧凑地排列在泡沫镍表面,再经过高温还原后得到的OCNTs@NF。OCNTs@NF显示出均匀的三维多孔结构,有助于O2的吸附和H2O2的转移,而且可以大面积制备;硝酸氧化引入了羟基、羧基等含氧基团,高温还原后引入了H2O2活性位点,测试结果表明随还原温度的升高,H2O2选择性增高。ORR测试表明,OCNTs@NF是在酸性电解质中生产H2O2的有应用前景的阴极,H2O2的选择性为82%。2.本文构建了UV/锌-空气电池处理废水的系统:以OCNTs@NF、Zn和Na2SO4溶液作为阴极、阳极和电解液,耦合UV降解罗丹明B污染物模板,实现现场H2O2的合成、H2O2的分解和罗丹明B的降解,并研究了影响该体系降解效果的影响因素。结果表明:OCNTs@NF的退火温度、疏水处理、氧气的传质、电解液的pH和电流密度都影响锌-空气电池H2O2的合成。实验发现,2%PTFE处理的OCNTs@NF-600T,pH=2的Na2SO4溶液,在10mA/cm2电流密度下,3h内合成215.1mol的H2O2;结合UV30min降解99%的20 mg/L的RhB,并且在10次循环后仍保持高降解效率。该体系同样可以使亚甲基蓝、甲基橙和苯酚红褪色降解,证明了UV/锌-空气电池的普遍适用性;在4h内处理印染废水达到排放标准,说明了该系统实际应用的可行性。串联多个锌-空气电池组构建自供电系统,给UV供电并处理废水,拥有商业应用的前景。
刘宇雷[7]（2021）在《UV/H2O2-BAC组合工艺降解饮用水中典型嗅味物质的效能及机理研究》文中研究表明在众多的水体污染物中,嗅味是国内外饮用水处理中最常见、也是较难处理的问题。我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）中已经将嗅味列入了出厂水、管网水的需要检测的项目,饮用水中GSM和2-MIB含量不得超过10 ng/L。臭氧联用活性炭技术需要较高的氧化剂用量和较长的接触反应时间;Ti O2光催化法中Ti O2成本昂贵,一些纳米Ti O2颗粒无法完全回收,且其残余在水体中对人体健康有潜在危害;而UV/H2O2与活性炭联用,可以充分利用高级氧化的强氧化性、活性炭的生物作用和吸附作用,工艺灵活,绿色清洁,适用范围广,可有效控制溴酸盐及氯化消毒副产物,无二次污染。本文选取山东省某水库做为水源水质研究对象;并以小试装置比较了不同UV-AOPs对嗅味物质的去除效果,对UV/H2O2工艺进行了参数优;以某水厂滤后水为中试原水,探究了UV/H2O2-BAC组合工艺对嗅味物质以及有机物的去除效果,并探究了该组合工艺对嗅味物质和有机物去除的机理。研究结果表明:该水库2018-2020年的水质正在逐渐变好,且该水库水质总体为Ⅲ类水标准。2018年4月-5月以及2018-2019年11月-12月,GSM浓度出现峰值;在2020年7月以及2018-2020年10月-11月,2-MIB浓度达到峰值。通过参照水体温度,分析了嗅味物质的变化,除了冬春季水温较低,夏秋两个季节嗅味物质浓度都有可能升高。UV、UV/H2O2、UV/Cl三种不同UV-AOPs工艺中UV/H2O2工艺对GSM和2-MIB的去除效果最好。氧化剂投加量、光照强度、反应时间、目标污染物初始浓度、p H值、无机阴离子及腐殖酸均会影响UV-AOPs工艺去除GSM和2-MIB的效果;且氧化剂投加量增加、光照强度增大、反应时间延长,三种UV-AOPs工艺对GSM和2-MIB的去除率也会增加;目标污染物初始浓度增大、p H值增大、腐殖酸浓度增大,三种UV-AOPs工艺对GSM和2-MIB的去除率减少。使用BBD响应曲面法确定了UV/H2O2技术去除GSM和2-MIB最佳工况为:H2O2投加量13 mg/L,紫外剂量750 m J/cm2,GSM浓度100ng/L,2-MIB浓度80 ng/L;四个因素对实验结果影响程度的大小顺序为:紫外剂量>H2O2投加量>2-MIB浓度>GSM浓度。在中试装置实验参数位紫外剂量为750 m J/cm2,H2O2浓度为13 mg/L,UVT=95%,进水流量为1.5 m3/h时,GSM与2-MIB经过系统处理后浓度均位于5 ng/L以下,且UV254、DOC、SUVA、H2O2等指标以及消毒副产物前体物也得到有效去除。因此UV/H2O2-BAC组合工艺可以达到有效去除嗅味物质及有机物的作用,这也为实际应用奠定了基础。通过分子前沿轨道理论对UV/H2O2去除GSM、2-MIB的中间产物进行鉴定,经电子云密度和贡献分析,对于GSM,C原子（3）和羟基C原子（4）极易被·OH氧化。而对于2-MIB,极易发生脱水反应。且通过GC-MS方法采用全扫描对GSM、2-MIB降解的中间产物进行鉴定的结果与GSM、2-MIB分子前沿轨道分析的结果一致。对UV/H2O2-BAC工艺处理实际水体的有机物组成进行分析,经UV/H2O2工艺出水及活性炭罐出水的各个峰面积大多都表现为变小的趋势。通过扫描电镜对不同炭层高度的活性炭进行了观察,上、中、下三层的活性炭上均形成了生物膜,且下层活性炭生物量更多。通过高通量技术对活性炭上中下三层的微生物分析,下层活性炭微生物的多样性、丰富度、均匀度等均大于中层和下层活性炭的微生物。
夏辉[8]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中认为地下水是自然界水圈的重要组成部分,是人类赖以生存和社会经济发展珍贵的淡水资源战略物资;但是,随着工农业的快速发展,人为不合理的开发利用等因素导致地下水遭受污染。地下水埋藏于地下复杂的地质环境介质中,具有流动性、脆弱性、隐蔽性、动态变化性等特点,致使地下水污染修复专业技术要求高、工程难度大、成本高。近年来,纳米技术的兴起为地下水原位修复提供了新的技术支撑,纳米级的修复药剂可以在地下水-土介质中进行有效的迁移,从而为地下水污染高效低耗的原位修复提供了可能。在众多的修复药剂中,过氧化钙（Ca O?）是一种具有p H响应的特殊材料。在酸性条件下,Ca O?几乎可以全部转化为过氧化氢（H?O?）,在碱性条件下可以水解生成氧气（O?）和氢氧化钙（Ca（OH）?）。三种水解产物可分别应用于化学法、生物法和物理法修复污染。当Ca O?的粒径缩小至纳米级时,由于纳米效应带来的地下强迁移能力和强化学活性,使得nano-Ca O?可以迅速高效修复地下水污染。更重要的是,nano-Ca O?反应产物为钙盐、属于自然地下环境的主要成分,没有二次污染。因此,nano-Ca O?在环境修复领域中有着良好的应用前景。本文选取污染场地中常见的有机污染物硝基苯酚（PNP）和新兴污染物三（2-氯乙基）磷酸酯（TCEP）,以及镉、六价铬重金属等高关注度污染物作为研究目标,开展了基于纳米Ca O?地下水污染靶向修复工作。研究总体技术路线为:场地污染背景刻画→污染物测试方法开发→纳米Ca O?技术应用→理论预测与实验验证。其中“测试方法开发”解决了后续实验中纳米颗粒对PNP测定干扰的问题;“技术应用”中,首先利用普通Ca O?/Fe（II）类芬顿技术修复PNP污染,然后研制纳米级Ca O?、并用于地下水中PNP和Cd2+复合污染的修复;最后为解决纳米颗粒团聚问题,我们将聚合物壳聚糖和尤特奇EPO对Ca O?进行了包裹,制备了两种具有p H相应性的“核壳”纳米复合材料,分别为CS/Ca O?和EPO/Ca O?,并应用于地下水污染修复。在地下水污染去除实验中,我们以“避光”条件模拟地下的低光环境,以“震荡频率”模拟地下水的流动状态,并通过调整“p H”和添加“阴阳离子”的形式模拟地下水的水文地球化学条件,考察了地下水条件下的修复效果。为理解修复的内在机理,我们还利用量子化学的密度泛函理论（DFT）,探讨了nano-Ca O?降解新兴污染物TCEP的可能机理,并通过实验验证了机理的合理性。本研究的主要成果如下:（1）采用“10%甲醇猝灭—5%盐酸酸化—60℃中温加热—10 g/L抗坏血酸掩蔽”的预处理技术,解决了纳米氢氧化铁干扰的问题,实现了在317 nm下准确比色测定PNP浓度的目的,为后续实验提供了技术保障。（2）Ca O?和Fe（II）可以催化降解96%初始浓度为40 mg/L的污染物PNP。OH·是促使PNP降解的主因。除了HCO3-以外,地下水中Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Fe3+、Mn2+、SO42-、Cl-、NO3-等常规水化学条件不影响PNP的降解效果。初始p H和试剂用量是关键参数,而震荡频率、温度和光照条件是次要参数,这说明Ca O?适用于地下水PNP污染修复。（3）合成纳米Ca O?的粒径小于50 nm,Ca O?的含量占比71%。纳米Ca O?与Fe（II）联合可以去除93%的PNP（初始浓度为40 mg/L）和99%的Cd2+（初始浓度为10 mg/L）。PNP去除机理是OH·的氧化,Cd2+去除机理是铁氧体共沉淀。低p H值、高Fe2?的投放量、高震荡频率、高温有利于PNP的降解,而高p H值、低Fe2?投放量,高Nano-Ca O?投放量、高震荡频率、高温有利于Cd2+的沉淀去除;光照都两者都没有影响。地下水常规离子对复合污染的修复无影响,但是HCO3-和Mn2?对PNP的降解有负面影响,Fe3?,Ca2?,Mg2?等离子可与Cd2+产生沉淀竞争反应,对Cd2+的去除不利。（4）制备了两种包裹型“核壳”结构的复合材料,CS/Ca O?纳米材料的粒径介于100～200 nm之间、而EPO/Ca O?的粒径介于200～300 nm之间。包裹材料既提高了材料的p H响应能力,也解决了纳米颗粒团聚的问题。两种材料对于重金属Cr6+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+、As5+、Hg2+污染有着良好的修复效果,对10 mg/L初始浓度的污染水体去除率均达到95%以上。修复Cr6+污染地下水的机理为:在酸性体系中,外壳聚合物与质子发生解离反应,释放出内核材料Ca O?→酸解产生H?O?→将Cr6+还原为Cr3+。p H和震荡频率对修复效果影响较大,温度和光照条件无影响,高p H、大振荡频率有利于六价铬的去除,反之则不利;地下水中HCO3-、Fe3?,Mn2?对修复Cr6+会产生不利影响。重金属的修复机理则是沉淀去除。当体系额外加入Fe（II）时,铁氧体共沉淀效应会导致重金属去除的更快,去除率也更高;而且Fe试剂会催化产生高能的OH·,可用于有机物污染的同步去除,研究发现40 mg/L的PNP的去除率接近100%。（5）最后,利用DFT方法探究了nano-Ca O?降解TCEP的产物及其产生路径,合理解释了OH·氧化降解TCEP的过程,对相关产物的形成机制提供了证据;并且通过捕获TCEP的降解产物实验,印证了DFT理论推断的正确性,实现了理论与实践的结合。
张淼[9]（2021）在《紫外/过氧化氢及活性炭工艺降解水中有机污染物研究》文中研究表明基于紫外（UV）的高级氧化工艺（AOPs）可以作为一种降解水中溶解性有机物（DOM）的手段,但对DOM的去除效率有限,且将大分子DOM打碎为小分子,容易产生更多的消毒副产物（DBPs）前驱物;活性炭工艺在处理部分难降解DOM也存在自身的劣势,为了达到更好的深度水处理效果,UV-AOPs-活性炭联用工艺可以最大限度地发挥有机物的去除效率和DBPs的控制效果。因此,本文研究了不同UV-AOPs去除有机污染物的效果差异,综合去除效率、经济性分析得到UV/H2O2工艺较为合适;在H2O2存在大量剩余情况下,研究了颗粒活性炭（GAC）对H2O2的猝灭动力学;最后,通过固相萃取（SPE）提取赣江流域不同水样,研究了快速小型炭柱（RSSCT）中GAC和H2O2/GAC两种工艺的控制消毒副产物生成势（DBPs-FP）效果。得到的主要结论如下:UV-AOPs去除水样中DOM的能力明显优于直接UV光解和氧化处理,COD明显降低且水样BOD5提高。UV-AOPs处理不会产生明显具有生物毒性的中间产物,水样由难生物降解转变为可生化性良好。通过COD去除效率、氧化剂投加量、工艺经济分析比较,得到UV/H2O2工艺在低能耗下拥有较高的有机物降解能力。GAC猝灭H2O2反应符合一级动力学,且归一化速率常数（kn）不随GAC投加量和H2O2初始浓度变化,kn均为常数(1.6×10-3 L g-1 min-1)。随着溶液温度从5°C升高至25°C,kn值逐渐提高,其活化能为31.6 k J mol-1,溶液温度对GAC猝灭H2O2的影响相对较小。溶液p H从4.5增加到9.5,kn值增大。kn值随Cl-、SO42-、NO3-和DOM的添加而降低,随HCO3-的添加而增加,加入HCO3-显着提高了GAC表面与溶液之间的羟基自由基（HO·）浓度。电子顺磁共振光谱显示目标GAC中存在持久性自由基（PFRs）,HCO3-显着增加了PFRs,从而提高了H2O2的猝灭速率。通过优化洗脱液的极性条件,得到甲醇+丙酮对四种水样的有机物的洗脱效果均较好,目标回收率较高,四种水样的溶解性有机碳和UV254的回收率分别达到91.08%、75.47%以上。对富集后水样进行液相有机碳分析、傅里叶离子回旋质谱分析、毒性实验分析,得到:憎水有机物只在赣江水样（GW）中检测出,各水样均未检测到低分子有机酸成分。四种水样同属赣江流域,不同地域水源的各组分的分析虽有差异,但相对丰度相似。四种水样都表现出高强度的CHO、CHNO类物质,具体可能代表脂肪酸或醇类（不饱和类物质、芳香族化合物）、碳水化合物及其分解产物、木质素衍生化合物。根据发光细菌的急性毒性实验计算风险熵（RQ）,得到白塔污水厂出水水样（BW）风险最高,三百山水样（NW）的风险最低。在SOS基因毒性测定中,得到所有地表水都不具有基因毒性。四种水样氯化生成的DBPs存在差异,其中二溴一氯甲烷的含量是引起DBPs差异的主要原因。GAC吸附可以控制部分DBPs的生成,但对于不同水样可能存在DBPs含量增加的风险。相对于GAC处理,通过自由基的作用促进了有机物的转化,达到较好的DBPs控制,降低了毒性风险。因此,针对不同水质的水样,H2O2/GAC工艺控制DBPs及其毒性比单独GAC工艺效果更加稳定。UV-AOPs联合活性炭工艺可以有效降低投资运行成本,降低了生成DBPs的风险,拥有良好的发展前景,期待后续研究开发并投入实际应用。
孙杨[10]（2021）在《多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究》文中认为随着中国工业的快速发展,工业污水中难降解有机污染物的含量逐渐增加,为我国水环境的治理带来了极大的挑战。Fenton水处理技术,尤其是非均相Fenton催化体系,对该类污染物具有优越的降解性能,对国家人民健康、环境生态保护、以及社会经济的发展都具有重要的意义。因此,开发高性能非均相Fenton催化剂已成为Fenton水处理技术的研究核心,而较低的有机物降解效率和H2O2利用率一直是阻碍其工业实际应用的两大因素。本文结合材料可控制备技术,设计并构建了 Fe基与Cu基两大非均相Fenton催化体系,并对催化体系中H2O2分解产生·OH和·OH氧化降解污染物的两大反应体系进行了不同侧重点的研究。在H2O2分解并产生·OH的反应体系中,遵循提高控速步骤的速率与抑制副反应的思路,建立了催化体系的构-效关系,并结合相关动力学研究,实现了 H2O2利用率的提高;在污染物降解的反应体系中,以实际工业应用为导向,选择工业废水中的难降解污染物（如硝基苯、喹啉、合成染料等）作为目标污染物,研究不同工艺条件的影响,并探索与生物降解技术偶联的可能性。首先研究了以Fe为主要活性位的Fe-Cu双金属催化体系。使用溶胶-凝胶法制备了一系列Al2O3负载的Fe-Cu双金属催化剂,并将其应用于硝基苯的降解过程中。其中,5Fe2.5Cu-Al2O3对硝基苯的去除率及矿化率均为最优,1 h内降解率可达100%,高于目前文献水平。结合体系中·OH的累积浓度与催化剂电子结构分析结果可知,Fe与Cu之间的协同作用能够提高·OH的生成速率,从而实现了硝基苯的高效深度降解。结合相关动力学研究与硝基苯降解路径来看,硝基苯的主要降解路径为·OH直接氧化,因此优化催化活性与E是能够进一步提高硝基苯降解速率的有效手段。通过响应曲面实验可获得E与各影响因素（反应温度、H2O2初始浓度、反应初始pH值和各因素之间的交互作用）相关的二元回归预测方程,该方程合理可靠,可预测并实现H2O2利用率的优化。随后研究了以Cu为主要活性位的Cu基催化体系。以非均相Cu基催化剂活化H2O2继而产生·OH的过程为切入点,首先通过调控单Cu模型催化剂中的Cu物种,并结合催化剂表征及密度泛函理论计算,确定了Cu+是吸附活化H2O2以及产生·OH的主要活性位,揭示了非均相Cu基Fenton催化剂活化H2O2产生·OH的反应机理。基于此理论,向筛选出的5Cu/Al2O3450催化剂中引入第二金属Sn以提高Cu物种周围电子云密度和催化剂表面的Lewis酸位点,同时提高了·OH的生成速率（为相关文献中Cu基催化剂的·OH生成量的10倍以上）和H2O2利用率（提高至单Cu催化剂的2倍以上）。为了考察所开发催化剂的普适性,将优化后的实验条件推广至其他难降解污染物（如甲基橙、酚类、含氮污染物等）的处理中,均获得良好的降解效果。处理后废水的生物降解性大大提高,有利于该技术在实际应用中与生化法联用,实现工业废水的深度降解。最后,针对目前本领域基础研究和工业应用尚且存在的问题进行了展望,为今后该类型催化剂的设计开发和的相关反应器和工艺的设计提供了一定的启示。
二、UV/H_2O_2及联合技术在环境保护中的研究进展（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、UV/H_2O_2及联合技术在环境保护中的研究进展（论文提纲范文）
（1）锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体环境中抗生素的去除方法 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 光催化剂的制备方法 |
| 1.3.1 固相法 |
| 1.3.2 水热/溶剂热法 |
| 1.3.3 模板法 |
| 1.3.4 微乳液法 |
| 1.3.5 溶胶-凝胶法 |
| 1.3.6 静电纺丝法 |
| 1.4 光催化剂性能增强策略 |
| 1.4.1 构建异质结 |
| 1.4.2 元素掺杂 |
| 1.4.3 形貌调控 |
| 1.4.4 多元复合 |
| 1.5 光催化技术降解抗生素的研究进展 |
| 1.5.1 磺胺类抗生素(SAs) |
| 1.5.2 四环素类抗生素(TCs) |
| 1.5.3 喹诺酮类抗生素(QNs) |
| 1.5.4 大环内酯类抗生素(MLs) |
| 1.6 锑基光催化剂的研究进展 |
| 1.6.1 氧化锑 |
| 1.6.2 锑酸盐 |
| 1.7 二氧化钛基光催化剂的研究进展 |
| 1.8 本文的研究思路和主要研究内容 |
| 1.8.1 研究思路 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 1.10 本论文的创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 主要仪器及设备 |
| 2.3 样品表征技术 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.2 扫描电子显微镜(SEM)及X射线能谱(EDS)分析 |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.3.5 BET比表面分析 |
| 2.3.6 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS)分析 |
| 2.3.7 光电流和交流阻抗分析 |
| 2.3.8 质谱分析 |
| 2.4 光催化性能测试 |
| 2.4.1 模型化合物的选择 |
| 2.4.2 光催化实验 |
| 3 不同形貌Sb_2O_3的调控制备及其光催化降解抗生素研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 制备方法 |
| 3.2.1 醇解法 |
| 3.2.2 水热法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 制备条件对Sb_2O_3晶型的影响 |
| 3.3.2 制备条件对Sb_2O_3形貌的影响 |
| 3.3.3 制备条件对Sb_2O_3吸光性能的影响 |
| 3.3.4 制备条件对Sb_2O_3光催化性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 BaSb_2O_6复合光催化剂的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 制备方法 |
| 4.2.1 BaSb_2O_6光催化剂的制备 |
| 4.2.2 改性BaSb_2O_6光催化剂的制备 |
| 4.2.3 TiO_2/BaSb_2O_6复合光催化剂的制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 BaSb_2O_6光催化剂 |
| 4.3.2 改性BaSb_2O_6催化剂 |
| 4.3.3 TiO_2/BaSb_2O_6 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 SrSb_2O_5(H_2O)_4与CaSb_2O_5(OH)_2的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 制备方法 |
| 5.2.1 SrSb_2O_5(H_2O)_4光催化剂的制备 |
| 5.2.2 Pr-SrSb_2O_5(H_2O)_4的制备 |
| 5.2.3 CaSb_2O_5(OH)_2光催化剂的制备 |
| 5.2.4 Pr-CaSb_2O_5(OH)_2的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 XRD分析 |
| 5.3.2 XPS分析 |
| 5.3.3 形貌及EDS分析 |
| 5.3.4 比表面积和孔径分布 |
| 5.3.5 UV-vis DRS分析 |
| 5.3.6 光催化降解性能 |
| 5.3.7 光电流和阻抗分析 |
| 5.3.8 光催化机理分析 |
| 5.3.9 稳定性评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 WO_3/TiO_2光催化剂的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 制备方法 |
| 6.2.1 TiO_2纳米纤维的制备 |
| 6.2.2 WO_3/TiO_2纳米纤维的制备 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 XRD分析 |
| 6.3.2 SEM分析 |
| 6.3.3 XPS分析 |
| 6.3.4 UV-vis DRS分析 |
| 6.3.5 比表面积和孔径分布 |
| 6.3.6 光催化性能 |
| 6.3.7 光电流分析 |
| 6.3.8 光催化机理分析 |
| 6.3.9 稳定性评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（2）生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水概况 |
| 1.1.1 印染废水的来源及特点 |
| 1.1.2 印染废水的危害 |
| 1.1.3 印染废水的治理 |
| 1.2 生物炭材料的研究进展 |
| 1.2.1 生物炭材料的制备 |
| 1.2.2 生物炭材料的改性研究 |
| 1.2.3 生物炭材料在印染废水处理中的应用 |
| 1.3 本论文的研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 生物炭材料比表面积和官能团的调控及其吸附机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验部分 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 响应面的因素与水平设计 |
| 2.2.4 污泥/竹材生物炭(BCs)的制备 |
| 2.2.5 响应面函数方程的建立 |
| 2.2.6 响应面函数方程的验证 |
| 2.2.7 生物炭(BCs)的活化 |
| 2.2.8 官能团改性生物炭(MBCs)的制备 |
| 2.2.9 磁性生物炭(Fe_3O_4-MBCs)的制备 |
| 2.2.10 生物炭材料的测试与表征 |
| 2.2.11 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附试验 |
| 2.2.12 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附试验 |
| 2.2.13 吸附机理研究 |
| 2.2.14 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 响应面试验结果分析 |
| 2.3.2 响应面函数方程的验证与补充 |
| 2.3.3 生物炭材料的表征 |
| 2.3.4 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附 |
| 2.3.5 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附 |
| 2.3.6 吸附机理研究 |
| 2.3.7 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 生物炭多孔负载金属氧化物复合材料的制备及其吸附-催化机理研究.. |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.2.3 生物炭多孔材料BC的制备 |
| 3.2.4 生物炭复合材料TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.5 生物炭复合材料MgO/ZnO/TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.6 材料的测试与表征 |
| 3.2.7 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原试验 |
| 3.2.8 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 3.2.9 吸附及催化降解机理研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭材料的表征 |
| 3.3.2 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原 |
| 3.3.3 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解 |
| 3.3.4 生物炭的吸附及催化降解机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 基于生物炭金属氧化物中空催微球的制备及其吸附‐催化机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验部分 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验仪器 |
| 4.2.3 生物炭微球(BMs)的制备 |
| 4.2.4 金属氧化物包覆生物炭球材料(CSMs和 DSMs)的制备 |
| 4.2.5 中空催化微球(HCMs)的制备 |
| 4.2.6 材料的测试与表征 |
| 4.2.7 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 4.2.8 HCMs对 MB的催化降解机理研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微球样品的表征 |
| 4.3.2 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及催化降解 |
| 4.3.3 模拟太阳光下HCMs对 MB的催化降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 生物炭光热转化材料的制备及其对印染废水的净化处理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验部分 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验仪器 |
| 5.2.3 生物炭光热转化材料的制备 |
| 5.2.4 光照条件下材料的热能转化 |
| 5.2.5 材料的测试与表征 |
| 5.2.6 生物炭光热转化材料对染料废水的处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 光照条件下生物炭材料的热能转化效果 |
| 5.3.2 生物炭光热转化材料的表征 |
| 5.3.3 生物炭光热转化材料对染料废水的净化效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 附录一:作者在攻读博士学位期间的研究成果 |
| 附录二:部分缩略词对照表 |
（3）粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 燃煤烟气脱硫脱硝技术 |
| 1.1.1 燃煤烟气脱硝技术 |
| 1.1.2 燃煤烟气脱硫技术 |
| 1.2 燃煤烟气协同脱硫脱硝技术研究进展 |
| 1.2.1 固相吸附/再生协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.2 气固催化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.3 吸收剂喷射协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.4 催化氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.5 氧化剂氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.2.6 高能电子活化氧化协同脱硫脱硝技术 |
| 1.3 粉煤灰的综合利用现状 |
| 1.3.1 粉煤灰的产生与危害 |
| 1.3.2 粉煤灰的综合利用现状 |
| 1.3.3 粉煤灰的高附加值利用研究进展 |
| 1.4 论文的主要研究内容 |
| 第二章 脱硫脱硝实验平台及实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 固定床协同脱硫脱硝实验平台 |
| 2.2.1 平台简介 |
| 2.2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.3 烟气循环流化床协同脱硫脱硝实验平台 |
| 2.3.1 平台简介 |
| 2.3.2 实验仪器及试剂 |
| 2.4 脱除效率计算方法 |
| 2.5 催化剂及反应产物表征手段 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 粉煤灰活化与磁选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验步骤 |
| 3.3 粉煤灰活化 |
| 3.3.1 粉煤灰机械球磨 |
| 3.3.2 粉煤灰改性研究 |
| 3.4 粉煤灰磁选 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 粉煤灰基铁基催化剂催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 催化剂制备 |
| 4.3 粉煤灰制铁基催化剂脱硫脱硝实验 |
| 4.3.1 催化剂表征分析 |
| 4.3.2 催化剂脱硫脱硝性能 |
| 4.3.3 热处理温度对催化剂脱硫脱硝性能的影响 |
| 4.3.4 铁负载量对催化剂脱硫脱硝性能的影响 |
| 4.4 磁珠制铁基催化剂脱硫脱硝性能 |
| 4.4.1 催化剂的表征分析 |
| 4.4.2 脱硫脱硝性能 |
| 4.4.3 脱硫脱硝产物及反应路径分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 粉煤灰基HY分子筛催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 分子筛制备与处理 |
| 5.3 粉煤灰基 HY 分子筛的合成研究 |
| 5.3.1 碱熔处理对粉煤灰的影响 |
| 5.3.2 碱度对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.3 导向剂添加量对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.4 硅铝比对Y分子筛合成的影响 |
| 5.3.5 晶化时间对Y分子筛合成的影响 |
| 5.4 粉煤灰基HY分子筛脱硫脱硝实验及机理分析 |
| 5.4.1 粉煤灰基HY分子筛脱硫脱硝实验 |
| 5.4.2 HY分子筛脱硫脱硝机理分析 |
| 5.5 硝酸处理对HY分子筛脱硫脱硝性能的影响 |
| 5.5.1 分子筛表征分析 |
| 5.5.2 脱硫脱硝性能分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 粉煤灰基固体酸催化剂催化 H_2O_2氧化 NO协同脱硫脱硝性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 催化剂制备 |
| 6.3 催化剂表征分析 |
| 6.3.1 催化剂结构表征 |
| 6.3.2 催化剂的XPS表征 |
| 6.3.3 催化剂表面酸性表征 |
| 6.3.4 催化剂TG表征 |
| 6.3.5 催化剂SEM表征 |
| 6.3.6 催化剂BET表征 |
| 6.4 固体酸催化剂的脱硫脱硝性能 |
| 6.5 酸处理时间与温度对脱硝性能的影响 |
| 6.6 固体酸催化 H_2O_2氧化 NO的脱硝反应动力学 |
| 6.6.1 内外扩散影响 |
| 6.6.2 反应级数 |
| 6.6.3 反应速率常数与活化能 |
| 6.7 脱硫脱硝产物分析及机理推测 |
| 6.8 本章小结 |
| 第七章 粉煤灰基催化剂技术经济性比较分析 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 催化性能分析 |
| 7.2.1 烟气组分对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.2 H_2O_2浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.3 H_2O_2流量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.4 催化温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.2.5 催化剂剂量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 7.3 催化稳定性分析 |
| 7.4 经济性分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 烟气循环流化床协同脱硫脱硝中试试验研究 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 烟气循环流化床试验操作参数 |
| 8.2.1 催化剂用量 |
| 8.2.2 颗粒带出气速 |
| 8.2.3 操作气速与停留时间 |
| 8.2.4 双氧水浓度与流量 |
| 8.2.5 模拟烟气各组分浓度 |
| 8.2.6 烟气湿度 |
| 8.2.7 流化床入口温度 |
| 8.2.8 Ca/(S+N) |
| 8.3 结果与讨论 |
| 8.3.1 停留时间对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.2 双氧水浓度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.3 Ca/(S+N)对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.4 烟气湿度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.5 入口烟气温度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.6 烟气SO_2和NO浓度对协同脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.3.7 脱硫脱硝产物分析及反应路径 |
| 8.4 本章小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的学术成果 |
| 致谢 |
（4）DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 VOCs的基本情况 |
| 1.1.1 VOCs定义 |
| 1.1.2 VOCs来源 |
| 1.1.3 VOCs危害 |
| 1.2 VOCs治理技术 |
| 1.2.1 传统VOCs治理技术 |
| 1.2.2 低温等离子体净化VOCs技术 |
| 1.2.3 液相高级氧化去除VOCs技术 |
| 1.3 臭氧催化氧化技术 |
| 1.3.1 臭氧非均相催化氧化技术 |
| 1.3.2 臭氧均相催化氧化技术 |
| 1.4 低温等离子体技术耦合湿式洗涤技术 |
| 1.5 研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验系统建立及分析评价方法 |
| 2.1 实验使用药品及仪器 |
| 2.1.1 目标气体的确定 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验系统 |
| 2.2.1 实验装置及流程 |
| 2.2.2 性能评价指标 |
| 3 DBD与湿式洗涤技术净化甲苯的协同效果研究 |
| 3.1 单一DBD和单一湿式洗涤系统降解甲苯的效果 |
| 3.2 DBD耦合湿式均相催化系统降解甲苯的研究 |
| 3.3 金属离子浓度对于O_3的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的运行条件优化 |
| 4.1 金属离子及其浓度筛选 |
| 4.1.1 Fe~(2+)浓度对甲苯降解和O_3去除的影响 |
| 4.1.2 Mn~(2+)浓度对于甲苯降解和O_3去除的影响 |
| 4.1.3 Cu~(2+)浓度对于甲苯降解和O_3去除的影响 |
| 4.1.4 不同金属离子对于甲苯降解和O_3去除率的影响 |
| 4.2 初始p H对DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的影响 |
| 4.2.1 初始p H对DBD+纯水降解甲苯的影响 |
| 4.2.2 初始p H对DBD-湿式均相催化降解甲苯的影响 |
| 4.3 放电电压对DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的影响 |
| 4.3.1 放电电压对DBD降解甲苯的影响 |
| 4.3.2 放电电压对DBD耦合湿式均相催化氧化降解甲苯的影响 |
| 4.3.3 不同电压的电压-电流波形图 |
| 4.4 DBD耦合湿式均相催化系统稳定性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 DBD-湿式均相催化降解甲苯的机制研究 |
| 5.1 自由基猝灭实验 |
| 5.2 DBD耦合湿式洗涤系统降解甲苯的机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在读期间研究成果及参与的科研项目 |
（5）UV/H2O2/O3高级氧化去除藻源嗅味和有机物的效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 藻源有机物特性研究 |
| 1.2.2 藻源嗅味的生成特性 |
| 1.2.3 藻源嗅味的控制方法 |
| 1.2.4 UV-AOPs去除藻源嗅味及有机物 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验原水 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 检测仪器 |
| 2.1.4 实验装置 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 藻类培养和有机物分析表征 |
| 2.2.2 UV/H_2O_2/O_3工艺参数优化和效果验证 |
| 2.2.3 藻源有机物去除效果及氧化机理 |
| 2.3 检测指标及方法 |
| 2.3.1 常规指标 |
| 2.3.2 嗅味物质的检测 |
| 2.3.3 三卤甲烷生成势测试 |
| 2.3.4 三维荧光检测 |
| 2.3.5 液相色谱-有机碳-有机氮检测 |
| 2.3.6 分子量分布方法 |
| 第3章 藻的产嗅及有机物特性研究 |
| 3.1 不同藻的生长特性 |
| 3.1.1 藻的生长状态与外观特性 |
| 3.1.2 藻细胞数目与OD值关系 |
| 3.2 不同藻的胞内外的有机物特性分析 |
| 3.2.1 UV_(254)含量及三卤甲烷生成势 |
| 3.2.2 藻的EOM和 IOM中嗅味物质检测 |
| 3.2.3 四种藻的EOM和 IOM的三维荧光表征 |
| 3.2.4 藻的 EOM和 IOM的 LC-OCD-OND表征 |
| 3.3 鱼腥藻不同生长阶段的有机物特性分析 |
| 3.3.1 对数期和生长末期EOM和 IOM中嗅味物质检测 |
| 3.3.2 鱼腥藻的EOM和 IOM的三维荧光分析 |
| 3.3.3 鱼腥藻的 EOM和 IOM的 LC-OCD-OND分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 UV/H_2O_2/O_3高级氧化技术优选与运行参数优化研究 |
| 4.1 控制技术优选 |
| 4.1.1 不同预氧化技术对比 |
| 4.1.2 不同UV-AOPs技术对比 |
| 4.2 UV/H_2O_2/O_3技术运行参数优化 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 实验结果与模型分析 |
| 4.2.3 模型验证 |
| 4.3 影响因素探究 |
| 4.3.1 pH的影响 |
| 4.3.2 初始浓度的影响 |
| 4.4 反应中的有机物去除分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 藻源有机物的去除效果和氧化机理分析 |
| 5.1 反应前后嗅味和三卤甲烷的变化情况 |
| 5.1.1 嗅味变化 |
| 5.1.2 三卤甲烷生成势的变化 |
| 5.2 分子量分布的变化情况 |
| 5.3 反应前后荧光特性变化分析 |
| 5.4 氧化前后LC-OCD-OND分离结果 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（6）基于锌-空气电池合成H2O2处理废水的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 有机废水处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.2.3.1 电化学氧化 |
| 1.2.3.2 电芬顿氧化 |
| 1.2.3.3 臭氧氧化 |
| 1.2.3.4 光化学氧化 |
| 1.3 H_2O_2的合成 |
| 1.3.1 传统合成H_2O_2的方法 |
| 1.3.2 电化学合成H_2O_2 |
| 1.3.3 H_2/O_2燃料电池直接合成H_2O_2 |
| 1.4 氧还原合成H_2O_2的碳基阴极 |
| 1.4.1 杂原子掺杂 |
| 1.4.2 表面氧功能化碳基材料 |
| 1.4.3 不同形貌和缺陷的碳材料 |
| 1.5 锌-空气电池 |
| 1.6 本文研究的目的与研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 氧还原合成H_2O_2的碳纳米管基阴极材料的制备及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验 |
| 2.2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.3 样品表征 |
| 2.3.1 场发射扫描电镜表征 |
| 2.3.2 X射线光电子能谱表征 |
| 2.3.3 X射线衍射表征 |
| 2.3.4 电化学测试方法 |
| 2.3.4.1 循环伏安法(CV)测试 |
| 2.3.4.1 旋转环盘电极(RRDE)测试 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 碳基催化剂的表征 |
| 2.4.2 碳基催化剂的电化学表征 |
| 2.5 小结 |
| 3 锌-空气电池耦合UV降解废水性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验部分 |
| 3.2.2.1 电极的制备 |
| 3.2.2.2 锌-空气电池的组装 |
| 3.2.2.3 UV/锌-空气电池系统废水处理 |
| 3.3 分析测试方法 |
| 3.3.1 RHB浓度的测量 |
| 3.3.2 H_2O_2浓度的测量 |
| 3.3.3 化学需氧量(COD)的测定 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 锌-空气电池系统合成H_2O_2性能评估 |
| 3.4.2 UV对降解效果的影响 |
| 3.4.3 氧气传质对降解效果的影响 |
| 3.4.4 溶液初始PH对降解效果的影响 |
| 3.4.5 电流密度对降解效果的影响 |
| 3.4.6 染料浓度对降解效果的影响 |
| 3.4.7 其它染料的降解效果 |
| 3.4.8 电极的稳定性 |
| 3.4.9 工厂废水降解模拟 |
| 3.4.10 自供电UV/锌-空气电池系统的构建 |
| 3.5 小结 |
| 4 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）UV/H2O2-BAC组合工艺降解饮用水中典型嗅味物质的效能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 项目研究背景 |
| 1.1.1 水资源现状 |
| 1.1.2 水体富营养化与水中嗅味物质 |
| 1.1.3 饮用水中致嗅物质 |
| 1.2 嗅味物质去除方法 |
| 1.2.1 饮用水常规去除致嗅物质方法 |
| 1.2.2 高级氧化技术降解嗅味物质 |
| 1.3 研究目的及研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线图 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.3 检测指标及方法 |
| 2.3.1 常规指标 |
| 2.3.2 GSM及2-MIB的测定 |
| 2.3.3 三维荧光检测 |
| 2.3.4 扫描电镜 |
| 2.3.5 LC-OCD分析 |
| 2.3.6 活性炭生物多样性分析 |
| 第3章 水源水质分析 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 水源水质分析及评价 |
| 3.2.1 水库水质分析 |
| 3.2.2 水库水质评价 |
| 3.3 水源嗅味物质浓度变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 高级氧化工艺降解嗅味物质技术优选及参数优化研究 |
| 4.1 不同UV-AOPS工艺降解GSM和 2-MIB的影响因素对比 |
| 4.1.1 工艺参数对目标污染物降解效率的影响 |
| 4.1.2 水体背景成分对目标污染物降解效率的影响 |
| 4.2 不同UV-AOPS工艺对实际水体的去除效果 |
| 4.3 UV/H_2O_2 工艺参数优化 |
| 4.3.1 回归实验设计 |
| 4.3.2 回归方程拟合程度 |
| 4.3.3 因素交互影响显着性 |
| 4.3.4 模型验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 UV/H_2O_2-BAC组合工艺运行效果研究 |
| 5.1 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对嗅味物质的去除效果 |
| 5.2 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对有机物的去除效果 |
| 5.2.1 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对UV254 的去除效果 |
| 5.2.2 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对DOC的去除效果 |
| 5.2.3 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对SUVA的影响 |
| 5.2.4 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对H_2O_2 的去除效果 |
| 5.3 UV/H_2O_2-BAC组合工艺对消毒副产物前体物的去除效果 |
| 5.4 UV/H_2O_2-BAC组合工艺进出水三维荧光分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 UV/H_2O_2-BAC组合工艺降解嗅味物质机理研究 |
| 6.1 UV/H_2O_2 降解GSM、2-MIB中间产物分析 |
| 6.1.1 GSM、2-MIB分子前沿轨道分析 |
| 6.1.2 GSM、2-MIB降解途径 |
| 6.2 UV/H_2O_2-BAC工艺进出水有机物组成变化分析 |
| 6.3 活性炭表面生物膜微生物形态分析 |
| 6.4 活性炭表面生物膜表面种群结构分析 |
| 6.4.1 微生物的丰富度和多样性 |
| 6.4.2 细菌群落分布的复杂性 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（8）基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 我国地下水污染现状 |
| 1.2.2 地下水修复技术 |
| 1.2.3 “智能”生物响应材料 |
| 1.2.4 环境修复“热点”材料的研究动态 |
| 1.2.5 CaO_2在环境治理中的研究动态 |
| 1.2.6 纳米CaO_2制备技术 |
| 1.2.7 “靶向修复”技术应用前景分析 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 主要内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.4 研究方法与技术 |
| 1.4.1 场地地下水污染问题概化 |
| 1.4.2 实验技术手段 |
| 1.4.3 研究技术思路 |
| 1.4.4 研究技术流程 |
| 第二章 纳米Fe(OH)_3干扰下PNP测定方法 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要实验仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 实验试剂的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PNP工作曲线 |
| 2.3.2 Nano-Fe(OH)_3溶液 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 分析谱线选择的研究 |
| 2.4.2 甲醇和抗坏血酸的作用 |
| 2.4.3 纳米Fe(OH)_3胶体与共存在离子的影响 |
| 2.4.4 盐酸和抗坏血酸用量的影响 |
| 2.4.5 温度和时间的影响 |
| 2.4.6 方法准确度与精密度 |
| 2.5 研究前景评述 |
| 2.5.1 环境效应 |
| 2.5.2 不足之处与展望 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 地下水PNP污染的CaO_2/Fe(Ⅱ)类芬顿修复机理 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 降解实验过程 |
| 3.3.2 降解体系对水质影响实验 |
| 3.3.3 体系活性氧捕获实验 |
| 3.3.4 降解产物捕获实验 |
| 3.3.5 测试方法 |
| 3.3.6 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 CaO_2/Fe(Ⅱ)体系对水质影响 |
| 3.4.2 过氧化氢释放规律 |
| 3.4.3 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解PNP的内在机理 |
| 3.4.4 CaO_2和Fe(Ⅱ)投放量 |
| 3.4.5 地下水化学条件 |
| 3.4.6 溶解态离子的变化 |
| 3.4.7 降解产物和降解路径 |
| 3.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 3.5.1 场地地下水污染概化 |
| 3.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 3.5.3 原位修复效益评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 地下水PNP-Cd复合污染的pH响应型纳米CaO_2修复机理 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 测试方法 |
| 4.3.3 材料表征 |
| 4.3.4 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 纳米过氧化钙的制备 |
| 4.4.2 纳米过氧化钙的表征 |
| 4.4.3 Fe(Ⅱ)催化nano-CaO_2去除PNP和 Cd的性能研究 |
| 4.4.4 Nano-CaO_2/Fe2?体系中活性氧的研究 |
| 4.4.5 Fe(Ⅱ)和Nano-CaO_2投放量的影响 |
| 4.4.6 Nano-CaO_2的pH响应性论证 |
| 4.4.7 地下水动力、温度和光照条件的影响 |
| 4.4.8 地下水水化学条件的影响 |
| 4.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 4.5.1 场地地下水复合污染概化 |
| 4.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 4.5.3 原位修复效益评估 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 基于pH响应型纳米CS/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 主要实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 测试方法 |
| 5.3.3 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 5.4.2 试剂添加顺序对合成效果的影响 |
| 5.4.3 CS/CaO_2材料pH响应性验证 |
| 5.4.4 技术应用——地下水六价铬污染修复 |
| 5.4.5 技术应用——地下水中对硝基苯酚的原位修复 |
| 5.4.6 技术应用——重金属污染地下水的修复 |
| 5.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 5.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 5.5.2 原位修复效益评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 基于pH响应型纳米EPO/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂材料 |
| 6.2.2 主要实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验步骤 |
| 6.3.2 测试方法 |
| 6.3.3 数据分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 6.4.2 EPO/CaO_2纳米材料pH响应性验证 |
| 6.4.3 技术应用-修复六价铬 |
| 6.4.4 技术应用-地下水对硝基苯酚有机污染的原位修复 |
| 6.4.5 技术应用-重金属污染地下水的修复 |
| 6.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 6.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 6.5.2 原位修复效益评估 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 Nano-CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的DFT预测与实验验证 |
| 7.1 研究背景 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 AOPs降解TCEP环境学背景 |
| 7.2.2 模拟流程 |
| 7.2.3 DFT计算细节 |
| 7.2.4 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的实验过程 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 HAP和 RAP反应机理 |
| 7.3.2 后续转化机理 |
| 7.3.3 AOPs中生成其它官能团的可能机理 |
| 7.3.4 实验验证结果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究特色与创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（9）紫外/过氧化氢及活性炭工艺降解水中有机污染物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 背景 |
| 1.2 紫外-高级氧化技术(UV-AOPs) |
| 1.2.1 UV光解 |
| 1.2.2 UV/H_2O_2 |
| 1.2.3 UV/氯 |
| 1.2.4 UV/过硫酸盐(PS) |
| 1.3 活性炭工艺 |
| 1.4 UV/H_2O_2-活性炭工艺 |
| 1.5 UV/H_2O_2-活性炭工艺降解效果 |
| 1.5.1 有机物的去除 |
| 1.5.2 DBPs的控制 |
| 1.6 DOM的提取及表征方法 |
| 1.6.1 DOM提取方法 |
| 1.6.2 DOM表征方法 |
| 1.7 主要研究内容 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 目标DBPs |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 UV-AOPs去除水中有机污染物 |
| 2.2.2 GAC猝灭UV/H_2O_2残余H_2O_2的研究 |
| 2.2.3 H_2O_2/GAC控制不同水源水体系DBPs-FP的研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规指标分析 |
| 2.3.2 三维荧光分析 |
| 2.3.3 液相-有机碳(LC-OCD)分析 |
| 2.3.4 傅里叶变换质谱(FTICR MS)分析 |
| 2.3.5 急性毒性和基因毒性分析 |
| 2.3.6 THMs的测定 |
| 2.3.7 DBPs的细胞毒性(CT)分析 |
| 第三章 UV-AOPs去除水中有机污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同高级氧化工艺去除有机物的有效性评估 |
| 3.2.2 不同UV-AOPs对 COD和 DOC去除率的影响 |
| 3.2.3 UV吸收和荧光特性分析 |
| 3.2.4 不同UV-AOPs处理有机物的可生化性分析 |
| 3.2.5 UV-AOPs处理有机物经济性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 GAC猝灭UV/H_2O_2残余H_2O_2的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 GAC猝灭H_2O_2 动力学 |
| 4.2.2 温度对H_2O_2猝灭速率常数的影响 |
| 4.2.3 pH对 H_2O_2猝灭速率常数的影响 |
| 4.2.4 水基质对H_2O_2猝灭速率常数的影响 |
| 4.2.5 砂滤水验证GAC猝灭H_2O_2实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 H_2O_2/GAC控制四种水源水体系DBPs-FP的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 固相萃取回收率 |
| 5.2.2 LC-OCD表征分析 |
| 5.2.3 FT-ICR MS分析 |
| 5.2.4 三维荧光分析 |
| 5.2.5 毒性实验及风险分析 |
| 5.2.6 GAC、H_2O_2/GAC控制DBPs-FP分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水环境与政策形势 |
| 1.1.2 有机污染物及其危害 |
| 1.1.3 难降解有机污染物 |
| 1.1.4 水处理技术 |
| 1.1.5 高级氧化技术 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 Fenton反应 |
| 1.2.2 铁基催化剂 |
| 1.2.3 铜基催化剂 |
| 1.2.4 非金属催化剂 |
| 第2章 研究思路、内容及创新点 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 创新点 |
| 第3章 Fe-Cu双金属催化体系的构建及构-效关系研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 催化剂制备 |
| 3.2.4 催化剂活性测试 |
| 3.2.5 催化剂表征 |
| 3.2.6 降解路径分析 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 催化剂活性测试 |
| 3.4 反应条件影响 |
| 3.4.1 H_2O_2投放量的影响 |
| 3.4.2 硝基苯初始浓度的影响 |
| 3.4.3 反应温度的影响 |
| 3.4.4 催化剂用量的影响 |
| 3.5 5Fe2.5Cu-Al_2O_3的套用实验和稳定性 |
| 3.6 ·OH的定性与定量分析 |
| 3.7 催化剂物相结构 |
| 3.7.1 氮气物理吸附(N_2-BET) |
| 3.7.2 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 3.7.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.7.4 穆斯堡尔谱(Mossbauer) |
| 3.8 催化剂电子结构 |
| 3.8.1 氢气程序升温还原(H2-TPR) |
| 3.8.2 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.9 构-效关系 |
| 3.10 硝基苯降解路径 |
| 3.10.1 硝基苯动态降解过程 |
| 3.10.2 中间产物 |
| 3.10.3 硝基苯降解动力学研究 |
| 3.11 本章小结 |
| 第4章 Fe-Cu双金属催化体系中H_2O_2利用率的优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 催化剂制备 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 H_2O_2分解动力学研究 |
| 4.3.1 H_2O_2初始浓度影响 |
| 4.3.2 扩散影响 |
| 4.3.3 反应温度影响 |
| 4.3.4 反应机理 |
| 4.4 ·OH生成动力学研究 |
| 4.5 H_2O_2利用率单因素实验 |
| 4.5.1 反应温度的影响 |
| 4.5.2 溶液pH值的影响 |
| 4.5.3 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 4.6 H_2O_2利用率响应面实验 |
| 4.6.1 实验因素和各因素水平的选取 |
| 4.6.2 实验结果和响应方程的建立 |
| 4.6.3 二元回归方程显着性检验 |
| 4.6.4 主效应和交互作用分析 |
| 4.6.5 响应面分析 |
| 4.6.6 最优实验条件的预测与验证 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 单铜核壳型催化剂Fenton体系的设计与制备 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 催化剂制备 |
| 5.2.4 催化剂活性测试 |
| 5.2.5 催化剂表征 |
| 5.2.6 密度泛函理论研究计算(DFT) |
| 5.2.7 分析方法 |
| 5.3 催化剂活性测试 |
| 5.4 催化剂形貌和晶体结构 |
| 5.5 催化剂电子结构 |
| 5.5.1 原位红外漫反射光谱(in situ DRIFTS) |
| 5.5.2 紫外-可见光漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 5.5.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.5.4 X射线吸收近边结构光谱(XANES) |
| 5.6 构-效关系 |
| 5.6.1 H_2O_2的活化 |
| 5.6.2 ·OH的产生 |
| 5.7 Cu@SiO_2-R200的套用实验和循环利用实验 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 Cu-Sn双金属催化体系的构建与构-效关系研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 催化剂制备 |
| 6.2.4 催化剂活性测试 |
| 6.2.5 催化剂表征 |
| 6.2.6 降解路径分析 |
| 6.2.7 分析方法 |
| 6.3 Cu/Al_2O_3催化剂的优化筛选 |
| 6.3.1 不同制备方式的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.2 不同负载量和煅烧温度的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.3 催化剂表征及构-效关系 |
| 6.4 5CuySn/Al_2O_3-450催化剂降解喹啉 |
| 6.4.1 喹啉降解活性 |
| 6.4.2 ·OH产生能力 |
| 6.4.3 矿化性能 |
| 6.5 反应条件的影响 |
| 6.5.1 反应温度的影响 |
| 6.5.2 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 6.5.3 催化剂投放量的影响 |
| 6.5.4 喹啉初始浓度的影响 |
| 6.5.5 反应pH值的影响 |
| 6.6 催化剂表征及构-效关系建立 |
| 6.6.1 X射线衍射(XRD) |
| 6.6.2 氢气程序升温还原(H_2-TPR) |
| 6.6.3 紫外-可见-近红外漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 6.6.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 6.6.5 红外漫反射光谱(CO DRIFTS) |
| 6.6.6 构效关系 |
| 6.7 喹啉降解路径 |
| 6.7.1 喹啉动态降解过程 |
| 6.7.2 中间产物 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文及相关成果 |
四、UV/H_2O_2及联合技术在环境保护中的研究进展（论文参考文献）
- [1]锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究[D]. 韩秀萍. 西安理工大学, 2021
- [2]生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究[D]. 翟世民. 江南大学, 2021(01)
- [3]粉煤灰基催化剂协同脱硫脱硝性能及机理研究[D]. 崔荣基. 太原理工大学, 2021(01)
- [4]DBD-湿式均相催化耦合降解甲苯的实验研究[D]. 郑洋. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [5]UV/H2O2/O3高级氧化去除藻源嗅味和有机物的效果及机理研究[D]. 米记茹. 山东建筑大学, 2021
- [6]基于锌-空气电池合成H2O2处理废水的研究[D]. 吴伟果. 常州大学, 2021(01)
- [7]UV/H2O2-BAC组合工艺降解饮用水中典型嗅味物质的效能及机理研究[D]. 刘宇雷. 山东建筑大学, 2021
- [8]基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究[D]. 夏辉. 沈阳大学, 2021
- [9]紫外/过氧化氢及活性炭工艺降解水中有机污染物研究[D]. 张淼. 江西理工大学, 2021(01)
- [10]多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究[D]. 孙杨. 华东理工大学, 2021(08)