一、强电离放电及其应用研究的进展（论文文献综述）
李海燕[1]（2019）在《羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究》文中指出微囊藻毒素（MC-LR）是水华蓝藻释放的一种单环七肽肝毒素。高藻爆发时,MC-LR难以通过常规饮用水处理工艺有效去除,严重威胁饮用水卫生安全。本文针对开发饮用水安全保障技术的国家战略需求,利用大气压强电离放电协同水射流空化效应制备·OH,结合高藻水源水强氧化处理,开展了·OH氧化降解MC-LR的研究,取得以下主要结果:（1）基于大气压强电离放电制备·OH,快速降解直至矿化水中MC-LR。利用大气压强电离放电制备高浓度OAS,协同水射流空化效应高效制备·OH,管路中TRO浓度在1s内即达到平衡,在TRO浓度为7.99mg/L时,系统中生成·OH浓度为41.91 μM,生成速率为2514.6μM/min,远高于其他高级氧化技术。剂-效和时-效关系研究表明,·OH在管路处理3 s内完全降解100.91 μg/L和1094.27 μg/L MC-LR的TRO阈值浓度分别为0.75 mg/L和2.44mg/L。TOC、TN和NO3-的数据结果表明,在TRO与MC-LR质量浓度比为10.1时,·OH可在3 s内完全矿化 MC-LR。（2）利用LC/MS/MS和GC/MS等检测分析手段,阐明了·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学反应机制。通过固相萃取-LC/MS/MS测得·OH降解MC-LR生成多肽产物（m/z 1029.4、795.4、815.3、835.4 和 829.3）、苯环结构产物 m/z232.1,首次测得特征开环产物m/z 158.0,通过GC/MS首次测得4种氨基酸产物（Ala、Leu、Asp和Glu）、二元羧酸开环产物（m/z 134.0和118.1）和小分子醛酮类产物。基于降解产物分子结构和生成趋势的分析,确定了·OH降解MC-LR的主要反应位点包括Adda侧链上的苯环和碳碳共轭双烯键,Mdha氨基酸上的碳碳双键和多肽结构上的酰胺键。·OH通过攻击MC-LR分子中Adda侧链上的苯环和碳碳共轭双烯键,Mdha氨基酸上的碳碳双键和多肽环上的多个酰胺键,打开肽环和苯环结构,逐步将MC-LR降解为氨基酸、二元羧酸类苯环开环产物和小分子醛酮类化合物,最后矿化为CO2、H2O和无机盐离子。（3）对比·OH与常规化学氧化剂O3、ClO2、NaClO和KMnO4氧化降解MC-LR的效果、产物和降解路径,揭示出苯环开环是实现MC-LR矿化的关键步骤。·OH完全降解MC-LR所需时间仅为3 s,远低于其他氧化剂。·OH、O3和KMnO4氧化降解MC-LR都只生成羟基类、羧酸类或醛酮类产物,而氯法降解会生成有致癌风险的氯代苯类产物。·OH可以同时打开苯环和肽环结构,氧化降解直至矿化MC-LR,而常规氧化剂无法打开苯环生成特征开环产物m/z 158.0,不能矿化MC-LR。（4）对比了·OH与ClO2致死典型水华蓝藻铜绿微囊藻细胞内MC-LR的释放情况,确定了·OH处理高藻水的安全阈值。以光合活性参数Fv/Fm确定了·OH致死 97.9 × 104 cells/mL 和 188.2 × 104 cells/mL 铜绿微囊藻的 TRO 阈值分别为 1.35 mg/L和1.81mg/L。·OH在在安全阈值范围内（高于致死阈值,残余TRO≤0.4 mg/L）高效致死藻细胞,胞内MC-LR无明显释放,胞外MC-LR迅速被降解至未检出。低剂量ClO2即会导致胞内MC-LR大量释放,在致死阈值条件下,胞内MC-LR的释放率达到44%以上,而胞外MC-LR浓度随着TRO浓度的增加先上升后下降,无法有效保障处理水的安全性。该结论为·OH强氧化安全预处理高藻水技术的工程化应用提供了正面依据。（5）基于厦门市杏林水厂常规饮用水处理工艺,建立了日处理480吨·OH强氧化处理高藻水的组合工艺,实现·OH快速杀灭有害藻类同时氧化降解MC-LR。中试研究结果表明,·OH（TRO=0.88 mg/L）在管路中强氧化预处理高藻水9.8 s,活藻密度由3.5 × 104 cells/mL降至220 cells/mL,无藻类穿透砂滤池进入配水管网,除藻率比常规预处理工艺提高30.1%,有效避免藻类对配水管网造成二次污染;·OH可有效降解高藻水中MC-LR,无明显消毒副产物生成,所有水质指标都达到《生活饮用水卫生标准》（GB/T 5749-2006）。综上所述,本文基于大气压强电离放电高效制备·OH,实现了 MC-LR的快速矿化,阐明了·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学反应机制,确定了·OH高效致死铜绿微囊藻同时防控藻毒素释放的安全阈值,为开发高藻水处理新工艺提供了技术支撑,具有重要的应用前景。
尹兰兰[2]（2019）在《强电离放电降解模拟染料废水中茜素红研究》文中进行了进一步梳理染料废水普遍具有色度深、成分相对复杂、有机物含量高、难生物降解等特点,若不能达标处理而被排入水体会使水生生态环境产生不可修复的破坏,而且其有毒、致畸变和致癌等特性会对人类健康产生巨大威胁。茜素红是蒽醌类染料的代表之一,其属于分子结构复杂、难降解且具有潜在危害性的染料。若该种染料进入水体无疑会使水环境产生严重污染,故对含有茜素红等蒽醌类染料废水的处理具有十分重要的意义。本文选取茜素红作为目标污染物,采用强电离放电水处理技术对其水溶液进行降解处理。实验中探讨了臭氧浓度与外加电压和氧气流量的关系,研究了外加电压、溶液初始浓度、溶液初始pH值、自由基抑制剂和无机离子等不同因素对茜素红降解率的影响。通过正交实验得出了最佳降解条件,并对各因素下的反应过程进行了动力学分析。采用了化学需氧量（COD）测定法、总有机碳（TOC）测定法、紫外-可见光吸收光谱（UV-Vis）法、高效液相色谱（HPLC）法、液相色谱-质谱联用（LC-MS）法、气相色谱-质谱（GC-MS）联用法和离子色谱（IC）法等现代化分析手段对茜素红的降解中间产物进行检测,并推导出茜素红的降解机理与降解路径。本文主要结论如下:（1）实验研究了外加电压和氧气流量对臭氧浓度的影响,并且对气体中臭氧浓度和溶解于水中的臭氧浓度进行了比较。结果表明,随着外加电压的提高,臭氧浓度不断上升;氧气流量的增加,使臭氧浓度先升高后降低,在外加电压为2.4 kV,氧气流量5 L/min时,气体中的臭氧浓度达到35.9 mg/L,水中的臭氧浓度为13.4 mg/L。（2）研究了不同因素对茜素红降解效果的影响。通过正交实验得到外加电压、溶液初始浓度和溶液初始pH对茜素红降解效率的影响顺序为:溶液初始pH>溶液初始浓度>外加电压。结合（1）得出最佳实验条件为:外加电压3.0 kV,溶液初始浓度为50 mg/L,pH为7.39,氧气流量4 L/min。（3）对各因素在强电离放电降解茜素红的反应过程进行了动力学分析,实验结果表明,各因素下的反应过程符合一级动力学方程,且对应的最低R2值分别为0.95682、0.9439、0.9391、0.90091和0.93686,表明-ln（[A]0/[A]）与时间t有着良好的线性关系。（4）采用强电离放电方法对模拟染料废水茜素红进行降解,处理1 t废水耗电量为0.593 kW·h,所需费用为0.297元。与其他染料废水处理方法的电费相比较,该方法具有运行费用低的特点。（5）采用了TOC、COD、UV-Vis、HPLC、LC-MS、GC-MS、和IC等科学分析手段对茜素红染料分子的降解机理和降解路径进行了研究。经分析检测到的中间产物有邻羟基苯甲酸、邻苯二甲酸酐、1,2-萘二羧酸和1,4,5,8-四羟基蒽醌双酚、1,4-丁烯二酸、2-氧代丁酸、1,4-丁二醇或草酸或1,4-丁二醇和草酸、丙酸或丁醇或丙酸和丁醇等物质。
徐海宁[3]（2019）在《大气压下等离子体源性能及其降解水中致嗅物质的研究》文中指出水的富营养化在诸如湖泊、水库等许多地表饮用水源中引起严重的嗅味问题,主要致嗅物质包括二-甲基异莰醇（2-MIB）和土臭素（GSM）,嗅味物质的去除是饮用水处理行业面临的全球性问题。本文研究了等离子体源发生器在大气压下的电气特性及放电生成的氧活性粒子浓度,并利用强电离放电结合水力空化生成的羟基自由基（·OH）对饮用水中致嗅物质2-MIB和GSM进行快速氧化降解,实验结果表明,该方法可以快速降解水中的致嗅物质。具体研究内容和实验取得的研究成果如下:（1）以等离子体源为模型,通过电流-电压波形图和李萨茹图形探究等离子体源的电气特性,实验变量主要为气体类型、气体流量及激励电压,研究发现激励电压是影响其放电特性的关键性因素。（2）探究气体环境与气体气量对等离子体源产生离子数密度的影响,发现空气情况下放电生成的离子数密度最大且随着气体流量的增加而增加。以氧气为例,探究在不同影响因素下,放电过程中生成的主要产物臭氧的浓度,研究发现气体流量、激励电压、水温以及外部压力是导致臭氧浓度变化的主要因素,在最佳实验条件下,臭氧的浓度能够达到260 g/m3。（3）氧气放电形成的氧活性粒子（O2+、O（1D）、O（3P）、O2-、O3）经过文丘里气液混匀,在水力空化作用下生成以·OH为主的氧活性物质,这些活性物质统称为总氧化剂（Total reactive oxidant,TRO）,实验利用4-羟基苯甲酸作为捕捉剂、捕捉·OH,对其进行定性分析。采用顶空固相微萃取（HP-SPME）结合气相色谱-质谱（GC-MS）技术,通过大气压强电离放电生成的·OH能够快速有效氧化降解水中致嗅物质2-MIB和GSM,且降解效率随着TRO的升高而增加。在TRO浓度分别为3.49 mg/L和3.28 mg/L条件下,2-MIB和GSM的降解效率分别为99.2%和98.8%,降解后饮用水中嗅味物质的含量均已达到生活饮用水卫生标准。探究了不同氧化剂·OH、KMnO4、H2O2与ClO2对2-MIB及GSM的降解效果对比,实验表明,常规氧化剂在反应30 min时对水中2-MIB及GSM几乎没有氧化降解作用。
杨小桐[4]（2019）在《基于溴酸盐检测验证羟基自由基的高效生成》文中进行了进一步梳理常规氧化剂应用于饮用水消毒和海水处理时会产生大量消毒副产物,严重威胁人类身体健康和海洋生态安全。羟基自由基（COH）作为一种绿色强氧化剂,可与溴离子（Br-）反应生成HBrO/BrO-,而HBrO/BrO-会重新反应生成Br-,其反应速率常数高达109 L·mol-1·s-1,因此,·OH与Br-反应不会生成溴酸盐（BrO3-）,具有饮用水消毒和海水处理的安全性。本文利用大气压强电离放电产生高浓度氧活性粒子,再通过水射流空化在管路中高效制备·OH。由于单纯·OHH氧化Br-不会生成BrO3-,而O3氧化Br-会生成BrO3-,所以通过检测BrO3-可以验证·OH的高效生成。另外,BrO3-是一种2B类致癌物,具有致癌性和遗传毒性,因此检测BrO3-的生成也可以评估大气压强电离放电制备·OH应用于水处理的绿色安全性,主要结果如下:（1）在纯水中,基于BrO3-检测验证了大气压强电离放电水射流空化·OH的高效生成。梯度总氧化剂TRO浓度为0.5、1.0和2.5 mg/L,·OH氧化Br-在管路内均未生成BrO3-;在管路外TRO为2.5 mg/L,衰减24 h后,生成BrO3-仅为8.63 μg/L;03氧化Br-,反应24 h后,生成BrO3-为17.67、29.72和55.35 μg/L。（2）在海水中,基于BrO3-检测验证了大气压强电离放电水射流空化·OH的高效生成。梯度总氧化剂TRO浓度为0.5、1.0和2.5 mg/L,·OH处理海水在管路内均未检测到BrO3-;在管路外TRO为2.5 mg/L,衰减48h后,生成BrO3-仅为4.13μg/L。（3）·OH高效处理锦绣湖水,不生成消毒副产物BrO3-和THMs,同时可以高效杀藻,提高湖水溶解氧、降低浊度和化学需氧量CODMn,改善水质。综上所述,本文通过检测BrO3-的方法验证了在纯水和海水中大气压强电离放电水射流空化·OH的高效生成。本论文构建的高效生成·OH实验装置处理湖水不生成消毒副产物BrO3-和THMs,同时高效杀藻,改善水质,证明了·OH处理高藻湖水的安全性,可应用于藻类爆发时湖水的应急处理。
李珏[5]（2018）在《强电离放电等离子体降解乙酸乙酯试验研究》文中指出近年来,随着我国经济发展的日益迅速,工业化发展的日益加快,各类企业排放的有毒有害气体逐年增多,加速了生态环境的恶化。其中NOX,SOX和挥发性有机物（VOCs）作为典型的大气污染物,对我国的大气环境构成了严重的威胁。关于NOX和SOX的去除技术已经日渐成熟,而VOCs由于其种类复杂多样,且绝大多数VOCs具有一定的毒性,所以关于VOCs控制技术的研究具有十分重要的意义,也因此成为了我国“十三五”大气污染防治工作的重要组成部分。本文选取工业生产中典型的有机溶剂乙酸乙酯作为目标污染物,采用强电离放电低温等离子体技术对其进行试验研究。研究了反应器的放电特性,主要考察了包括特定输入能量（SIE）、放电频率、初始浓度、空速、湿度和温度等不同的影响因素对乙酸乙酯降解效率的影响规律。通过臭氧分析仪、CO/CO2测量仪和烟气分析仪对降解产物中的O3、NOX、CO和CO2产量随反应器能量密度变化规律进行了研究。利用TOC、GC和GC-MS等分析手段,对乙酸乙酯降解过程中产生的其他中间产物进行了分析和检测,并结合所测得的中间产物对乙酸乙酯降解的反应途径进行了探索和推测。试验研究可以得出以下结论:（1）反应器电流输出特点为并非纯电阻电路的表现,其数值会产生波动,变化较大。放电频率不变,特定输入能量随电压的升高而升高;电压和频率不变时,特定输入能量随着湿度增加而降低,随着温度增加而增加。乙酸乙酯的降解率在特定输入能量为40-100 J/L时上升很快,随着输入能量的值大于100 J/L时,开始变缓,并且最终的降解效率接近91%;能量产率在特定输入能量在100-110 J/L的范围内是达到最高。乙酸乙酯降解效率和放电频率并非简单的线性关系而是存在一个最佳匹配点,本实验得最佳放电频率为5.71 kHz。（2）保持电压不变,随着浓度增加,去除效率降低,不同浓度的最佳施加电压稍有不同,其最佳施加电压的大致范围为2.6-3.4 kV;随着空间速度从442 h-1增加到973 h-1,在任何施加的电压下乙酸乙酯的去除率都降低且空速对乙酸乙酯的影响作用在电压较低时更为明显。乙酸乙酯的降解率在相对湿度为20%时达到最大值;温度由20 ℃升到150 ℃时,各个特定输入能量下乙酸乙酯的降解效率均有不同程度的升高。（3）随着电压的升高,降解产物中的TOC含量逐渐减少,且下降趋势明显。当电压为3.2 kV时,反应产物中有机碳含量极少。且利用溶液吸收反应产物,其pH呈降低趋势,证明了反应产物中多数有机碳都转化成了CO2等无机碳,降解效果良好。气相色谱分析结果显示,电压在0.4、2.0、2.5、2.9和3.5kV时分解产物中的乙酸乙酯的峰面积下降趋势明显,进一步验证了强电离放电反应器对乙酸乙酯良好的降解性能。（4）O3产量随着特定输入能量的升高而升高,当特定输入能量大于120 J/L时,O3产量大于750mg/m3,证明了反应器良好的放电性能,产生的平均电子能量较高,化学反应效率高。反应器中检测到了少量的氮氧化物,但是其产量要低于工业最低排放标准（80 mg/m3）。反应的产物中除了CO2外,还有极少量的CO产生,但是CO2的选择性远远地大于CO,证明反应器不但对乙酸乙酯有着很高的降解效率,氧化程度也很彻底,大部分乙酸乙酯废气直接被氧化成CO2只有极少量的CO和其他不完全氧化产物。（5）通过GC-MS分析,测得反应的其他中间产物有:乙醇、甲酸和乙酸等。根据理论分析,再利用检测到的中间产物给出了可能的降解途径。
赵红[6]（2018）在《强电离放电对饮用水突发邻苯二甲酸二甲酯应急处置研究》文中指出随着工业化进程的加快,水体安全问题是现阶段环境安全问题研究的热点,逐年增长的水质安全事故严重威胁着居民的饮用水安全,甚至威胁到人体健康。邻苯二甲酸二甲酯（DMP）既是邻苯二甲酸酯类（PAEs）中应用最广和最具危害性的一类有机物,也是水体中一种常见的突发性有机物。本研究采用一套1.4 t/h的强电离放电水处理系统来去除饮用水中的DMP,检测了活性粒子如羟基自由基（·OH）和臭氧（O3）的浓度,分析了不同放电参数对于O3浓度的影响。考察了输入电压、初始DMP浓度、初始pH值、无机离子和自由基清除剂剂对于DMP降解效果的影响。对不同参数条件下DMP氧化降解过程进行动力学分析,确定了强电离放电对饮用水中DMP应急处理的最佳实验条件。并采用高效液相色谱仪（HPLC）、液相色谱质联用仪（LC-MS）、总有机碳分析仪（TOC）、紫外-可见光吸收光谱仪（UV-Vis）和气相色谱质谱联用仪（GC-MS）等手段对中间产物进行了检测与验证,推导了水体中DMP去除反应路径和迁移转化规律。通过计算实测放电参数对强电离放电设备运行过程进行效能分析。本次研究为饮用水中突发性有机物应急处理提供了理论基础,为保障水质安全提供了一种绿色技术模式。具体研究结论如下:（1）构建了一套1.4 t/h的强电离放电水处理系统,探讨了外加电压与活性粒子产生量的关系。运用不同的分析方法验证了O3、·OH和过氧化氢（H2O2）的产生及其浓度。实验结果表明:整个强电离放电过程并无H2O2的产生。随着输入电压的不断升高,O3和·OH浓度不断上升。当外加输入电压为3.8 kV时,等离子发生器（DBD）出口的O3浓度达到了74.4 mg/L,水中溶解O3的浓度达到了21.9 mg/L。DMP降解率在添加了自由基清除剂后下降20%,间接验证了·OH的产生。（2）考察了输入电压、初始DMP浓度、初始pH值、无机离子和自由基清除剂对于DMP降解效率的影响。在输入电压3.8 kV,输入频率16 kHz,O2流量5 L/min,初始浓度20 mg/L,初始pH为6.97,水循环流量为1.4 t/h,处理水量为45 L的条件下,60 min的反应时间内DMP去除率达到93.6%。中性和碱性溶液有利于DMP的快速降解。无机离子对DMP去除效率的影响顺序依次为HCO3->CO32->Cl->SO42-。异丙醇（IPA）和叔丁醇（TBA）的加入会限制活性粒子氧化DMP的反应进程。其中,30 mg/L的IPA相比TBA对·OH的抑制作用更加明显,最大抑制效率达到了20%。（3）对结论（2）中不同因素影响下的DMP氧化降解过程进行动力学分析,考察了反应速率常数（K）和相关系数（R2）的变化趋势。实验结果表明:不同影响因素下的DMP氧化过程基本符合准一级动力学方程,K和R2在最优实验条件下的数值分别为0.03948 min-1和0.99134,侧面验证了强电离放电去除DMP的最佳实验条件为结论（2）中所述。（4）采用UV-Vis、HPLC、LC-MS和GC-MS等仪器对DMP氧化降解机理进行分析。通过与加入标准品后的HPLC出峰时间对比可知DMP降解产生的中间产物主要为邻苯二甲酸单甲酯、邻苯二甲酸、邻苯二酚。另外,GC-MS检测结果表明不同时间内的DMP水样中存在多达6种以上的产物包括二羟基苯甲酸甲酯、羟基乙酸乙酯、邻苯二甲酸酐、1,2-苯二甲酸二甲酯等。DMP在高浓度的O3和·OH联合氧化作用下生成了一系列中间产物。但50 min后,小分子产物在活性粒子的氧化下被降解为CO2、H2O和其它无机盐类。（5）在最优实验条件下,强电离放电对饮用水中DMP应急处理过程的能量利用效率为2.286 g/（kW·h）。降解1 m3 DMP水样电能消耗为0.590 kW·h,以平均电费1元/kW·h计算,所用电费为0.59元,与其他应急处理技术相比优势明显。通过计算降解单位浓度DMP能量消耗可知,前30 min为DMP快速氧化降解阶段,5060 min时间段是中间副产物降解为CO2、H2O和无机盐的关键发生阶段。050 min时间段内DMP氧化降解反应所消耗的能量总和远远高于5060min时间段内中间产物氧化降解消耗的能量,说明强电离放电中的能量主要被用于DMP的氧化降解,只有少部分能量被用于中间产物的快速去除。
田一平,周新颖,袁晓莉,俞哲,张芝涛[7]（2017）在《强电离放电等离子体在应急净化饮用水中的应用》文中指出为解决常规等离子体水处理技术中存在的处理时间长、处理量有限等问题,促进等离子体技术在饮用水应急净化领域的应用,研究了基于微流注与微辉光的强电离放电快速水处理技术。实验利用大气压强电离放电协同水力空化技术,在水中产生高浓度活性氧自由基,进行水中大肠杆菌的杀灭剂效、时效关系研究,同时研究了不同水质水源水的灭菌效果和水质改善情况。结果表明,当强电离放电功率为120130 W、空化进气体积流量为0.1 L/min时,可100%杀灭水中l04106 mL–1的大肠杆菌,消耗的活性氧自由基体积质量为0.50.7 mg/L,灭菌时间仅需310 s;当放电功率为140160 W、活性氧自由基体积质量为0.81.2 mg/L时,处理水库水源水中的微生物指标低于国家《生活饮用水卫生标准》限值,水体色度降至15度以下,水中有机物含量（UV254）去除率达68%76%,且未检出甲醛等氧化消毒副产物,处理结果符合应急情况下饮用水的消毒净化要求。此外,强电离放电等离子体可在水中高效生成体积质量>8 mg/L的活性氧自由基,能满足大流量水体的快速消毒净化需求。上述研究结果可为放电等离子体在饮用水应急消毒、医疗废水净化处理等领域的应用研究提供重要基础。
李从[8]（2016）在《印刷业VOCs废气处理中强电离技术的应用研究》文中进行了进一步梳理随着我国工业规模的急速扩大,工业生产活动对环境的影响也日益加深,所引起的环境污染问题也日趋严重。全国特别是北京,上海,广东等经济发达地区的雾霾天数逐年上升,PM2.5作为霾害中的重要指标逐步成为人民关注的焦点。而挥发性有机气体（VOCs-Volatile Organic Compounds）作为霾害的首要前体物,其大基数且逐年上升的排放量是造成雾霾现象严重,大气污染问题突出的重要祸首之一。目前,我国从国家层面及地方上对VOCs排放的相关政策法规的制定日趋严格;其中北京市,上海市,广东省以及天津市四个地区均已制定了VOCs排放的地方性标准,并于2016年开始对印刷业征收VOCs排放费,对未安装VOCs末端处理装置或处理装置无法正常运行的企业提高收费标准。因此,研究一种可靠运行,降解效率高,运行费用低等功效的印刷业VOCs处理技术具有重要的意义及现时的紧迫性。本论文通过对印刷业自身工艺特点的判断,将印刷业最为常用的溶剂乙酸乙酯,异丙醇作为挥发性有机气体降解净化实验的目标气体,通过对乙酸乙酯,异丙醇这两种有机气体的净化实验来验证介质阻挡强电离放电法降解挥发性有机气体的可行性。实验用介质阻挡强电离放电技术所生成的具有高能量,高强度,高浓度的电子,使长键的挥发性有机物的分子键发生断裂;激活通过等离子体发生器反应气室的流通气体中的氧分子,氮分子,水分子,能够产生羟基自由基（·OH）,HO2,O+等多种离子态的自由基,直接与挥发性有机气体进行反应,生成稳定的小分子有机物,从而达到降解挥发性有机气体的目标。本实验就电压,电流,频率等电参数;目标气体工艺参数中的浓度,气体流速,气体温度,氛围气体的湿度等各个单因素环节对强电离技术降解效率的影响进行了讨论。由上述的各单因素变化实验得出规律,分析各个单一因素的主次关系,从而获得对有机气体净化效率较高的最优组合。经过实验证明,强电离放电技术在高频高压下对于1000mg/m3以下,气体流速在0.6 m3/h以下的低浓度低风量的VOCs有极好的降解效率,而通过对电参数,气体工艺参数等物理量的控制能够有效控制降解效率的高低。同时强电离技术具有降解挥发性有机气体效率高,耗能少,适用范围较广,占地面积少等技术优势。本文探讨了现今各类挥发性有机气体末端处理技术的优劣,通过对印刷业排放挥发性有机气体的相关法规政策的研读,对国内外有机气体净化市场技术份额的分析,对强电离技术的市场前景持有乐观的态度。
尹莉[9]（2016）在《臭氧协同强电离放电法模拟烟气脱硫脱硝的研究》文中认为燃煤烟气中二氧化硫SO2、氮氧化物NOX是大气污染的主要物质,在大气中反应形成酸雨,给人类带来了严重的环境污染问题,是世界各国关注的全球环境问题之一。我国新颁布的《火电厂大气污染物排放标准》中规定了更严格的排放标准,使得很多火力发电厂的SO2、NOX排放达不到标准。为了使烟气排放达到新的标准,必须在理论和技术上加大研究,力争取得新的突破。论文依据强电离放电脱硫脱硝的物理化学特性和气体放电理论,讨论了臭氧协同强电离放电产生非平衡等离子体的机理,建立了臭氧协同强电离放电烟气脱硫脱硝的化学动力学模型。利用MATLAB编程对模型进行了数值计算,分析了臭氧协同强电离放电过程主要活性粒子随时间变化的规律及不同氧气、水浓度比对活性粒子浓度的影响规律——为试验分析提供了理论基础。通过试验研究确定了含水率、含氧率、初始浓度、加电电压和放电频率对臭氧协同强电离放电烟气脱硫脱硝效率的影响规律,得出了脱硫脱硝的适宜条件,并分析了脱硫脱硝副产物的成分,印证了臭氧协同强电离放电脱硫脱硝机理。试验结果表明:（1）在臭氧协同强电离放电的反应体系中,O自由基产生的浓度最高,氧活性粒子浓度远高于还原性粒子浓度,脱硫脱硝过程以氧化为主,最终生成H2SO4、HNO3。其中反应体系的氧含量的增加有利于反应体系平衡时O3浓度的提高,有利于O自由基和·OH的大量生成。（2）当模拟烟气总流量为4L/min,含水率为2.0%,含氧率25%以上,O3浓度为186ppm,SO2初始浓度为250ppm（其余为N2）烟气温度控制在30℃,放电频率为5.15kHz,加电电压为3.2kV时,脱硫效率达80%以上。含氧率、含水率、加电电压、SO2初始浓度是脱硫效率的主要影响因素,放电频率对脱硫效率影响不大。脱硫效率分别随含氧率、含水率、加电电压的增加而增加,较优值分别为20%、2%、3.2kV;随着SO2初始浓度的增加,脱硫效率减小,SO2的脱除量趋向一个最大值。（3）当模拟烟气总流量为4L/min,含水率为2.2%,含氧率为20%,O3浓度为186ppm,NOX初始浓度300ppm（其余为N2）烟气温度控制在30℃,放电频率为5.15kHz,加电电压为2.4kV时,脱硝效率达90%以上。含氧率、含水率、加电电压、NO初始浓度是脱硝效率的主要影响因素,放电频率对脱硝效率影响最小。脱硝效率随含水率的增加而增加,较优值为2.2%;脱硝效率随含氧率、加电电压的增加而先增加后减小,较优值分别为25%、2.4kV;随着NO初始浓度的增加,脱硝效率下降,NO的脱除量趋向一个最大值。（4）单独脱硫时的副产物是硫酸和硝酸;单独脱硝的副产物是硝酸。
潘巧媛[10]（2011）在《氧活性粒子注入烟气资源化脱硫脱硝研究》文中研究指明本论文结合国家高技术发展计划项目（863项目）“羟基自由基氧化烟气脱硫脱硝技术”（编号2008AA062317）和中华环保基金会项目“羟基自由基氧化脱除燃煤烟气二氧化硫、氮氧化物并生成酸的绿色方法”（编号CEPF200812313）,针对烟气脱硫脱硝过程中存在的二氧化硫和氮氧化物气相氧化难题,围绕大气压强电离放电规模高效制取羟基自由基以及羟基自由基氧化脱硫脱硝两大关键问题进行了研究,提出了一种大气压强电离放电制取氧活性粒子注入烟气资源化脱硫脱硝方法。利用大气压强电离放电物理手段,将水蒸气和氧气电离、离解生成O3、O2+、H2O+、H2O2等氧活性粒子,注入烟气后经过一系列等离子体化学反应生成以羟基自由基为主体的强氧化活性物质,实现高效氧化脱除烟气中二氧化硫和氮氧化物,最终副产物为硫酸和硝酸。应用气体放电物理、等离子体化学、宏观动力学等理论和方法,阐明了氧活性粒子的形成及其注入烟气中转化为羟基自由基的等离子体化学反应机制,探讨了羟基自由基等活性粒子氧化脱除二氧化硫和氮氧化物的反应过程。根据氧活性粒子脱硫脱硝原理,设计并构建了实验系统,通过实验分析了影响二氧化硫和氮氧化物脱除的主要影响因素,初步建立了副产物回收途径,确立了羟基自由基等活性粒子氧化脱硫脱硝适宜的工艺条件。研究结果表明：大气压强电离放电制取的氧活性粒子中臭氧和正负离子浓度可达243 g/m3、2.5×1016/m3及1.7×1016/m3。注入烟气中的臭氧和离子能高效转化为羟基自由基,实现了烟气中二氧化硫和氮氧化物的单独脱除和同时脱除。单独脱除时,脱硫率和脱硝率分别可达90%和100%；同时脱除时,脱硫率和脱硝率分别达68%和100%；硫酸和硝酸回收率分别可以达68.7%和77.1%。本论文利用大气压强电离放电解决了高浓度氧活性粒子的制取难题,采用羟基自由基氧化解决了二氧化硫和氮氧化物气相氧化的难题。提出的氧活性粒子注入烟气脱硫脱硝方法具有脱除率高、不涉及湿法引入、无催化剂、无吸收剂等特点,为资源化脱硫脱硝提供了一个新方法。
二、强电离放电及其应用研究的进展（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、强电离放电及其应用研究的进展（论文提纲范文）
（1）羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微囊藻毒素严重威胁水环境安全和人类健康 |
| 1.1.1 高藻水源水中微囊藻毒素污染现状 |
| 1.1.2 微囊藻毒素的毒性及作用机制 |
| 1.2 高藻水中微囊藻毒素去除方法及降解机制的研究现状 |
| 1.2.1 混凝沉淀法去除效果 |
| 1.2.2 生物法去除效果 |
| 1.2.3 氯法降解效果与机制 |
| 1.2.4 高锰酸钾法降解效果及机制 |
| 1.2.5 臭氧法降解效果与机制 |
| 1.3 高级氧化技术去除微囊藻毒素的研究现状 |
| 1.3.1 国内外研究现状 |
| 1.3.2 主要存在问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 固相萃取-高效液相色谱质谱联用法检测微囊藻毒素 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.1.2 提取MC-LR的过程 |
| 2.2 液相色谱质谱联用法检测MC-LR |
| 2.2.1 优化流动相和梯度洗脱程序 |
| 2.2.3 优化碎裂电压和碰撞能参数 |
| 2.3 MC-LR检测方法的验证 |
| 2.3.1 检测标准色谱图 |
| 2.3.2 检测方法的线性范围、检出限和定量限 |
| 2.3.3 检测方法的回收率和精确度 |
| 2.3.4 检测铜绿微囊藻水样的MC-LR浓度 |
| 2.4 MC-LR氧化降解产物的检测 |
| 2.4.1 多肽产物的检测 |
| 2.4.2 氨基酸类产物的检测 |
| 2.4.3 小分子醛酮类化合物的检测 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 羟基自由基快速氧化降解直至矿化微囊藻毒素 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 ·OH氧化降解MC-LR的实验装置 |
| 3.1.2 ·OH及总氧化剂的检测方法 |
| 3.2 管路中高效生成·OH的检测验证 |
| 3.2.1 总氧化剂TRO的浓度 |
| 3.2.2 电子自旋共振(ESR)法验证·OH的生成 |
| 3.2.3 液相色谱法检测·OH浓度 |
| 3.2.4 不同高级氧化技术生成·OH浓度和产率的比较 |
| 3.3 ·OH氧化降解MC-LR剂-效与时-效关系 |
| 3.3.1 “剂量-效应”关系 |
| 3.3.2 “时间-效应”关系 |
| 3.4 ·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学机制 |
| 3.4.1 ·OH氧化降解MC-LR中间产物的检测分析 |
| 3.4.2 ·OH降解的多肽类和苯环产物 |
| 3.4.3 ·OH降解的氨基酸产物分析 |
| 3.4.4 ·OH降解的开环产物分析 |
| 3.4.5 ·OH降解的小分子醛酮类产物分析 |
| 3.4.6 ·OH氧化降解直至矿化MC-LR的反应路径 |
| 3.5 ·OH矿化MC-LR的研究 |
| 3.5.1 ·OH矿化MC-LR的实验验证 |
| 3.5.2 国内外矿化藻毒素方法的对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 羟基自由基与常规氧化剂降解微囊藻毒素的对比 |
| 4.1 O_3氧化降解MC-LR |
| 4.1.1 O_3水制备及降解MC-LR实验 |
| 4.1.2 降解效果及产物分析 |
| 4.1.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.1.4 降解路径分析 |
| 4.2 ClO_2氧化降解MC-LR |
| 4.2.1 ClO_2氧化降解MC-LR实验 |
| 4.2.2 降解效果及产物分析 |
| 4.2.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.2.4 降解路径分析 |
| 4.3 NaClO氧化降解MC-LR |
| 4.3.1 NaClO氧化降解MC-LR实验 |
| 4.3.2 降解效果及产物分析 |
| 4.3.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.3.4 降解路径分析 |
| 4.4 KMnO_4氧化降解MC-LR |
| 4.4.1 KMnO_4氧化降解MC-LR实验 |
| 4.4.2 降解效果及产物分析 |
| 4.4.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.4.4 降解路径分析 |
| 4.5 ·OH与常规氧化剂降解MC-LR的比较 |
| 4.5.1 降解效果的比较 |
| 4.5.2 降解路径的比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 羟基自由基和二氧化氯致死藻细胞内微囊藻毒素释放的对比 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 实验流程 |
| 5.1.2 藻细胞的计数 |
| 5.1.3 光合活性的检测 |
| 5.2 ·OH剂量对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.2.1 管路中TRO的调试 |
| 5.2.2 ·OH致死铜绿微囊藻的剂量-效应关系 |
| 5.2.3 处理剂量对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.3 ·OH处理时间对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.3.1 ·OH致死铜绿微囊藻的时间-效应关系 |
| 5.3.2 处理时间对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.4 ·OH和ClO_2致死细胞内MC-LR释放的对比 |
| 5.4.1 ClO_2梯度浓度的配制 |
| 5.4.2 致死效果的对比 |
| 5.4.3 细胞内MC-LR释放的对比 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 羟基自由基处理高藻水同时降解藻毒素的中试试验 |
| 6.1 工程示范场地杏林水厂 |
| 6.1.1 高藻水源水来源 |
| 6.1.2 杏林饮用水厂 |
| 6.2 高藻水强氧化及消毒处理组合系统 |
| 6.2.1 工艺流程 |
| 6.2.2 高藻饮用水·OH处理组合系统 |
| 6.2.3 480吨/日·OH强氧化预处理与消毒处理技术设备 |
| 6.3 检测方法 |
| 6.3.1 TRO及ClO_2浓度的检测 |
| 6.3.2 MC-LR的检测 |
| 6.3.3 消毒副产物的检测 |
| 6.3.4 常规水质指标的检测 |
| 6.4 常规饮用水系统高藻水处理 |
| 6.4.1 对高藻的去除效果 |
| 6.4.2 对水质的改善效果 |
| 6.5 高藻水·OH处理 |
| 6.5.1 ·OH强氧化预处理杀灭高藻结果 |
| 6.5.2 ·OH强氧化降解饮用水中MC-LR |
| 6.5.3 ·OH处理消毒副产物的状况 |
| 6.5.4 ·OH处理水质的变化情况 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 铜绿微囊藻BG11培养基配方 |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（2）强电离放电降解模拟染料废水中茜素红研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 染料废水 |
| 1.2.1 染料的定义及发展史 |
| 1.2.2 染料的分类 |
| 1.2.3 染料废水的来源、特点及危害 |
| 1.2.4 染料废水的处理方法 |
| 1.3 低温等离子体技术在废水处理中的应用 |
| 1.3.1 低温等离子体技术简介 |
| 1.3.2 介质阻挡放电技术 |
| 1.3.3 介质阻挡放电技术在废水处理中的应用 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 强电离放电实验理论与方法 |
| 2.1 实验装置、仪器和试剂 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 强电离放电实验基础理论 |
| 2.2.1 活性粒子反应过程 |
| 2.2.2 外加电压对O3 浓度的影响 |
| 2.2.3 氧气流量对O3 浓度的影响 |
| 2.3 实验分析与检测方法 |
| 2.3.1 标准曲线的绘制 |
| 2.3.2 COD测定 |
| 2.3.3 TOC测定 |
| 2.3.4 高效液相色谱法 |
| 2.3.5 液相色谱-质谱法 |
| 2.3.6 气相色谱-质谱法 |
| 2.3.7 离子色谱法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 强电离放电处理模拟染料废水中茜素红实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验操作 |
| 3.3 茜素红降解率的计算 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 初始浓度对茜素红降解的影响 |
| 3.4.2 外加电压对茜素红降解的影响 |
| 3.4.3 初始pH对茜素红降解的影响 |
| 3.4.4 自由基抑制剂对茜素红降解的影响 |
| 3.4.5 无机离子对茜素红降解的影响 |
| 3.5 强电离放电处理模拟染料废水茜素红的动力学研究 |
| 3.5.1 动力学研究模型 |
| 3.5.2 不同初始浓度的动力学研究 |
| 3.5.3 不同外加电压的动力学研究 |
| 3.5.4 不同pH的动力学研究 |
| 3.5.5 不同自由基抑制剂的动力学研究 |
| 3.5.6 不同无机盐离子的动力学研究 |
| 3.6 正交实验 |
| 3.7 模拟染料废水处理能耗及运行费用分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 茜素红降解机理及路径分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验结果与分析 |
| 4.2.1 强电离放电对茜素红降解过程中COD去除的影响 |
| 4.2.2 强电离放电对茜素红降解过程中TOC去除的影响 |
| 4.2.3 茜素红降解过程中紫外-可见光吸收光谱分析 |
| 4.3 茜素红降解产物的分析与检测 |
| 4.3.1 HPLC分析 |
| 4.3.2 LC-MS分析 |
| 4.3.3 GC-MS分析 |
| 4.3.4 IC分析 |
| 4.4 茜素红的可能降解路径 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间获取成果 |
（3）大气压下等离子体源性能及其降解水中致嗅物质的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 等离子体的发展与应用 |
| 1.3 饮用水中致嗅物质的来源及污染现状 |
| 1.3.1 饮用水中嗅味物质的来源 |
| 1.3.2 致嗅物质二-甲基异莰醇和土臭素 |
| 1.3.3 饮用水中致嗅物质污染现状 |
| 1.4 饮用水中致嗅物质的检测分析与去除技术 |
| 1.4.1 致嗅物质的检测分析方法 |
| 1.4.2 致嗅物质去除技术 |
| 1.5 本文的研究内容 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 课题的技术路线 |
| 2 介质阻挡放电等离子体源及其放电电气特性研究 |
| 2.1 等离子体源发生器的构建 |
| 2.2 等离子体源的李萨茹图形测量 |
| 2.2.1 氧气环境下李萨茹图形 |
| 2.2.2 氮气环境下李萨茹图形 |
| 2.3 等离子体源的电流电压波形图测量 |
| 2.3.1 氧气环境下电流电压波形图 |
| 2.3.2 氮气环境下电流电压波形图 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 大气压强电离放电生成高浓度氧活性粒子 |
| 3.1 大气压下强电离放电生成的离子数 |
| 3.1.1 光谱检测 |
| 3.1.2 离子浓度检测 |
| 3.2 大气压强电离放电生成高浓度臭氧 |
| 3.2.1 激励电压对臭氧浓度的影响 |
| 3.2.2 氧气气体流量对臭氧浓度的影响 |
| 3.2.3 冷却水温度对臭氧浓度的影响 |
| 3.2.4 等离子体源内部压强对臭氧浓度的影响 |
| 3.2.5 等离子体源数量对臭氧浓度、产量以及能耗的影响 |
| 3.3 气体成分对臭氧浓度的影响 |
| 3.3.1 氮气气体流量对臭氧浓度的影响 |
| 3.3.2 二氧化碳投加比对臭氧浓度的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 羟基自由基快速氧化降解水中2-MIB及GSM的研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 实验装置及流程 |
| 4.2.2 顶空固相微萃取实验方法 |
| 4.3 以羟基自由基为主的总氧化剂的高效生成 |
| 4.3.1 总氧化剂的检测 |
| 4.3.2 ·OH检测 |
| 4.3.3 ·OH生成路径分析 |
| 4.4 羟基自由基氧化降解2-MIB的实验 |
| 4.4.1 2-MIB样品配置 |
| 4.4.2 2-MIB及GSM标准曲线的测定 |
| 4.4.3 TRO剂量对氧化降解2-MIB的影响 |
| 4.4.4 不同氧化剂降解2-MIB的效果对比 |
| 4.5 羟基自由基氧化降解土臭素的实验 |
| 4.5.1 GSM样品配制 |
| 4.5.2 TRO剂量对氧化降解GSM的影响 |
| 4.5.3 不同氧化剂降解GSM的效果对比 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（4）基于溴酸盐检测验证羟基自由基的高效生成（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 溴酸盐概述 |
| 1.1.1 BrO_3~-的生成 |
| 1.1.2 BrO_3~-的危害 |
| 1.1.3 BrO_3~-的标准 |
| 1.2 控制溴酸盐的研究进展 |
| 1.2.1 抑制BrO_3~-的生成 |
| 1.2.2 BrO_3~-的去除 |
| 1.3 高级氧化技术处理过程中生成溴酸盐的分析 |
| 1.3.1 高级氧化技术与·OH |
| 1.3.2 臭氧催化氧化法生成BrO_3~-的分析 |
| 1.3.3 光化学氧化法生成BrO_3~-的分析 |
| 1.3.4 大气压强电离放电制备·OH法生成Br03-的分析 |
| 1.4 本文的研究内容 |
| 第2章 检测溴酸盐验证纯水中羟基自由基的高效生成 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 大气压强电离放电生成·OH的实验装置 |
| 2.2.1 高效生成·OH的实验装置 |
| 2.2.2 大气压强电离放电 |
| 2.2.3 高效生成·OH的反应路径 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 TRO的检测 |
| 2.3.2 ·OH的检测 |
| 2.3.3 BrO_3~-的检测 |
| 2.3.4 Br~-的检测 |
| 2.4 管路中高效生成·OH与总氧化剂的浓度 |
| 2.4.1 OH占总氧化剂TRO的比例 |
| 2.4.2 梯度TRO浓度的制备 |
| 2.4.3 梯度O_3水浓度的制备 |
| 2.5 TRO为0.5 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 2.5.1 生成·OH的BrO_3~-检测分析 |
| 2.5.2 O_3氧化生成BrO_3~-的检测分析 |
| 2.5.3 ·OH与O_3氧化Br-生成BrO_3~-的对比分析 |
| 2.6 TRO为1.0 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 2.6.1 生成·OH的BrO_3~-的检测分析 |
| 2.6.2 O_3氧化生成BrO_3~-的检测分析 |
| 2.6.3 ·OH与O_3氧化Br~-生成BrO_3~-的对比分析 |
| 2.7 TRO为2.5 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 2.7.1 生成·OH的BrO_3~-的检测分析 |
| 2.7.2 O_3氧化生成BrO_3~-的检测分析 |
| 2.7.3 ·OH与O_3氧化Br~-生成BrO_3~-的对比分析 |
| 2.8 本章小结 |
| 第3章 检测溴酸盐验证海水中羟基自由基的高效生成 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 海水来源与水质分析 |
| 3.1.2 海水BrO_3~-的检测 |
| 3.1.3 海水Br~-的检测 |
| 3.1.4 海水梯度TRO浓度的制备 |
| 3.2 海水中BrO_3~-的检测验证 |
| 3.2.1 海水TRO为0.5 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 3.2.2 海水TRO为1.0 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 3.2.3 海水TRO为2.5 mg/L时BrO_3~-检测验证 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 羟基自由基高效处理锦绣湖水实验 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 取样位点 |
| 4.1.2 ·OH处理锦绣湖水实验流程 |
| 4.2 检测方法 |
| 4.2.1 BrO_3~-和三卤甲烷的检测 |
| 4.2.2 藻细胞活性的检测 |
| 4.2.3 总有机碳和化学需氧量的检测 |
| 4.2.4 总磷、总氮和氨氮的检测 |
| 4.2.5 硫化物与阴离子的检测 |
| 4.3 ·OH高效处理锦绣湖水的实验结果 |
| 4.3.1 BrO_3~-和三卤甲烷的分析 |
| 4.3.2 ·OH杀灭高藻的分析 |
| 4.3.3 水质状况的分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）强电离放电等离子体降解乙酸乙酯试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 VOCs的来源和危害 |
| 1.3 VOCs的传统处理方法 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 吸收法 |
| 1.3.3 燃烧法 |
| 1.3.4 冷凝法 |
| 1.3.5 生物处理法 |
| 1.4 低温等离子体技术 |
| 1.5 低温等离子体技术处理VOCs的研究进展 |
| 1.6 强电离放电技术 |
| 1.7 研究的目的、意义和内容 |
| 1.7.1 研究的目的和意义 |
| 1.7.2 研究主要内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验系统和分析方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 化学试剂和使用气体 |
| 2.1.2 实验仪器和设备 |
| 2.2 实验系统 |
| 2.2.1 乙酸乙酯发生装置 |
| 2.2.2 电介质的选择 |
| 2.2.3 强电离放电装置 |
| 2.2.4 气体分析检测系统 |
| 2.3 测试和计算方法 |
| 第三章 强电离放电降解乙酸乙酯的影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 强电离放电反应器的放电特性研究 |
| 3.2.1 反应器放电特性 |
| 3.2.2 湿度的影响 |
| 3.2.3 温度的影响 |
| 3.3 乙酸乙酯降解效率的影响因素研究 |
| 3.3.1 特定输入能量对乙酸乙酯降解效率及能量效率的影响 |
| 3.3.2 放电频率对乙酸乙酯降解效率的影响 |
| 3.3.3 初始浓度对乙酸乙酯降解效率的影响 |
| 3.3.4 空速对乙酸乙酯降解效率的影响 |
| 3.3.5 湿度对乙酸乙酯降解效率的影响 |
| 3.3.6 温度对乙酸乙酯降解效率的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 乙酸乙酯的降解产物分析和机理探索 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 降解产物的TOC分析和pH值测定 |
| 4.3 气相色谱定量分析 |
| 4.4 副产物的分析和测定 |
| 4.4.1 O_3产量分析 |
| 4.4.2 反应产物中的NO_x产量分析 |
| 4.4.3 CO_2和CO选择性 |
| 4.5 气相色谱定性分析 |
| 4.6 降解中间产物的GC-MS定性分析 |
| 4.7 乙酸乙酯的降解机理探索 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究生期间学术成果 |
（6）强电离放电对饮用水突发邻苯二甲酸二甲酯应急处置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 DMP突发来源 |
| 1.1.2 DMP突发现状 |
| 1.1.3 DMP危害性和毒理性 |
| 1.2 DMP突发处置技术研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 物化法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.3 DMP突发处置工艺发展趋势 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 强电离放电处置DMP原理与实验系统 |
| 2.1 强电离放电原理与结构 |
| 2.1.1 强电离放电原理 |
| 2.1.2 等离子体反应过程 |
| 2.1.3 DBD发生器结构特点 |
| 2.1.4 外加电压对O3浓度的影响 |
| 2.1.5 载气量对O3浓度的影响 |
| 2.2 实验系统 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验原料 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 强电离放电去除饮用水DMP性能实验 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验原料与仪器 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验原理 |
| 3.4 实验步骤 |
| 3.5 实验分析方法 |
| 3.5.1 DMP的标准曲线 |
| 3.5.2 DMP的降解率测定与计算 |
| 3.5.3 pH的测定 |
| 3.5.4 动力学分析模型 |
| 3.6 不同参数条件下DMP去除实验结果与分析 |
| 3.6.1 不同输入电压的实验结果及动力学分析 |
| 3.6.2 不同DMP初始浓度的实验结果及动力学分析 |
| 3.6.3 不同初始pH值的实验结果及动力学分析 |
| 3.6.4 不同无机离子的实验结果及动力学分析 |
| 3.6.5 不同自由基清除剂的实验结果及动力学分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 强电离放电去除DMP机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验原料与仪器 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验分析方法 |
| 4.3.1 样品预处理 |
| 4.3.2 TOC测定 |
| 4.3.3 COD的测定 |
| 4.3.4 pH的测定 |
| 4.3.5 HPLC分析 |
| 4.3.6 LC-MS分析 |
| 4.3.7 GC-MS分析 |
| 4.4 DMP溶液的pH和COD变化 |
| 4.5 DMP溶液的TOC变化 |
| 4.6 DMP溶液的UV-Vis变化 |
| 4.7 中间产物检测 |
| 4.7.1 HPLC检测 |
| 4.7.2 LC-MS检测 |
| 4.7.3 GC-MS检测 |
| 4.8 中间产物的验证 |
| 4.9 DMP的氧化降解路径 |
| 4.10 本章小结 |
| 第5章 强电离放电去除DMP效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 计算方法 |
| 5.3 实验仪器 |
| 5.4 实验部分 |
| 5.4.1 强电离放电降解DMP电能消耗 |
| 5.4.2 强电离放电能量利用效率 |
| 5.4.3 降解单位浓度DMP能量消耗 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
（7）强电离放电等离子体在应急净化饮用水中的应用（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 实验系统及检测方法 |
| 1.1 强电离放电等离子体发生模块 |
| 1.2 活性氧自由基的生成与检测 |
| 1.3 强电离放电水处理实验 |
| 1.4 细菌及水质理化指标检测 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 强电离放电生成活性氧自由基的效率 |
| 2.2 强电离放电杀灭大肠杆菌效率 |
| 2.3 强电离放电杀灭大肠杆菌的时间效应 |
| 2.4 强电离放电处理水源水效果 |
| 3 结论 |
（8）印刷业VOCs废气处理中强电离技术的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 挥发性有机气体的性质 |
| 1.3 挥发性有机气体的来源 |
| 1.4 包装印刷业VOCs气体排放概况 |
| 1.4.1 政策导向与应对措施 |
| 1.4.2 挥发性有机物排污收费标准 |
| 1.4.3 包装印刷行业VOCs气体产生源 |
| 1.5 挥发性有机气体的处理技术 |
| 1.6 挥发性有机气体末端处理回收技术 |
| 1.6.1 活性炭吸附 |
| 1.6.2 吸收液吸收 |
| 1.6.3 冷凝技术 |
| 1.6.4 膜分离技术 |
| 1.7 挥发性有机气体末端处理销毁技术 |
| 1.7.1 催化燃烧技术 |
| 1.7.2 热力焚烧技术 |
| 1.7.3 生物技术 |
| 1.7.4 光催化技术 |
| 1.7.5 等离子体技术 |
| 1.8 本课题的研究目的与内容 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 第2章 介质阻挡强电离放电处理VOCs技术的理论基础及方案设计 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 等离子体的分类 |
| 2.3 低温等离子体技术应用领域 |
| 2.4 介质阻挡强电离放电的基本理论 |
| 2.4.1 强电离的物理机制 |
| 2.4.2 介质阻挡放电电场场强与电子能量关系 |
| 2.5 等离子体净化挥发性有机气体的原理 |
| 2.5.1 高能电子在VOCs处理过程中的作用 |
| 2.5.2 不同技术的等离子体中的电子能量分布状况 |
| 2.5.3 降解VOCs的化学键能理论 |
| 2.6 羟基自由基在净化挥发性有机气体中的作用 |
| 2.6.1 羟基自由基的形成 |
| 2.6.2 羟基自由基的作用 |
| 2.7 介质阻挡强电离放电降解VOCs的方案设计 |
| 2.7.1 设计要求 |
| 2.7.2 实验目标气体的选择 |
| 2.8 本章小结 |
| 第3章 强电离等离子体发生器的设置 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 等离子体反应器的结构设计 |
| 3.2.1 电介质 |
| 3.2.2 放电间隙 |
| 3.3 电参数的设置 |
| 3.3.1 电压的初步估算 |
| 3.3.2 电频率选择范围 |
| 3.4 关键问题的解决 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 介质阻挡强电离降解VOCs气体实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验流程 |
| 4.3 实验装置 |
| 4.3.1 等离子体发生装置 |
| 4.3.2 模拟气体配气装置 |
| 4.3.3 测量方法 |
| 4.4 实验步骤 |
| 4.5 影响降解率的单因素实验及分析 |
| 4.5.1 电参数对净化效率的影响 |
| 4.5.1.1 电压对降解效率的影响 |
| 4.5.1.2 电频率对于降解效率的影响 |
| 4.5.1.3 不同的电参数的经济性比较 |
| 4.5.2 气体工艺参数对降解效率的影响 |
| 4.5.2.1 气体初始浓度对降解效率的影响 |
| 4.5.2.2 气体流速对降解效率的影响 |
| 4.5.3 湿度对降解效率的影响 |
| 4.6 影响降解率的多因素正交试验设计与分析 |
| 4.6.1 确定因子与水平 |
| 4.6.2 正交实验结果及分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 强电离放电技术工业化前景讨论 |
| 5.1 工业化前景探讨 |
| 5.2 介质阻挡强电离放电技术工业化中试实验的建议 |
| 5.2.1 中试安全建议 |
| 5.2.1.1 防火防爆 |
| 5.2.1.2 用电安全 |
| 5.2.2 中试的气路设置 |
| 5.2.3 中试的气路温度设置 |
| 5.3 介质阻挡强电离放电技术协同技术研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士学位期间所发表的学术论文目录 |
（9）臭氧协同强电离放电法模拟烟气脱硫脱硝的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 SO_2和NO_X的危害及排放现状 |
| 1.1.2 我国SO_2和NO_X的控制政策 |
| 1.1.3 传统烟气脱硫脱硝技术简介 |
| 1.2 等离子体烟气脱硫脱硝的研究进展 |
| 1.3 本课题的研究目的及意义 |
| 1.4 本课题的研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 O_3协同强电离法脱硫脱硝化学反应动力学分析 |
| 2.1 强电离放电物理特性 |
| 2.2 O_3协同强电离放电脱硫脱硝的微观机理 |
| 2.2.1 脱硫脱硝基本过程 |
| 2.2.2 自由基和活性粒子的生成 |
| 2.2.3 NO、SO_2的脱除路径 |
| 2.3 化学反应动力学模型 |
| 2.3.1 模型的假设 |
| 2.3.2 模型的建立 |
| 2.3.3 模型求解方法 |
| 2.4 模型的计算和反应机理分析 |
| 2.4.1 活性粒子浓度随时间的变化 |
| 2.4.2 气体组成对活性粒子的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 O_3协同强电离放电脱硫脱硝试验系统 |
| 3.1 试验系统的设计原则 |
| 3.2 O_3协同强电离放电脱硫脱硝试验系统 |
| 3.3 试验系统的操作流程 |
| 3.4 试验装置 |
| 3.4.1 强电离放电等离子体发生器 |
| 3.4.2 臭氧发生器 |
| 3.4.3 等离子体电源 |
| 3.4.4 烟气加热系统 |
| 3.4.5 烟气加湿系统 |
| 3.5 试验仪器和试验气体 |
| 3.5.1 实验仪器 |
| 3.5.2 试验材料 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 O_3协同强电离脱硫脱硝试验研究 |
| 4.1 O_3协同强电离放电单独脱硫的影响因素分析 |
| 4.1.1 含氧率对脱硫效率的影响 |
| 4.1.2 含水率对脱硫效率的影响 |
| 4.1.3 放电频率对脱硫效率的影响 |
| 4.1.4 加电电压对脱硫效率的影响 |
| 4.1.5 SO_2初始浓度对脱硫效率的影响 |
| 4.2 O_3协同强电离放电单独脱硝的影响因素分析 |
| 4.2.1 含氧率对脱硝效率的影响 |
| 4.2.2 含水率对脱硝效率的影响 |
| 4.2.3 放电频率对脱硝效率的影响 |
| 4.2.4 加电电压对脱硝效率的影响 |
| 4.2.5 NO初始浓度对脱硝效率的影响 |
| 4.3 脱硫脱硝产物分析 |
| 4.3.1 色谱条件与标准曲线 |
| 4.3.2 O_3协同强电离放电脱硫副产物分析 |
| 4.3.3 O_3协同强电离放电脱硝副产物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 课题创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究生期间学术成果 |
（10）氧活性粒子注入烟气资源化脱硫脱硝研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国的酸雨问题及SO_2和NO_x的控制 |
| 1.1.1 我国酸雨污染与SO_2和NO_x的排放现状 |
| 1.1.2 我国SO_2和NO_x的控制政策 |
| 1.1.3 我国烟气脱硫脱硝行业现状与发展 |
| 1.2 氧活性粒子烟气脱硫脱硝研究现状 |
| 1.2.1 氧活性粒子烟气脱硫脱硝特点 |
| 1.2.2 几种典型的氧活性粒子烟气脱硫脱硝方法研究现状 |
| 1.3 氧活性粒子脱硫脱硝反应机制研究现状 |
| 1.4 烟气脱硫脱硝副产物资源化利用现状 |
| 1.5 本文研究方案和内容 |
| 1.5.1 研究方案 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第2章 大气压强电离放电的基本原理 |
| 2.1 气体放电主要物理参数 |
| 2.2 大气压强电离放电方法 |
| 2.3 强电离放电窄间隙效应 |
| 2.4 电介质层的优化 |
| 2.5 强电离放电与其他几种气体放电比较 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 烟气中羟基自由基的形成及脱硫脱硝机理探讨 |
| 3.1 氧活性粒子注入烟气制取羟基自由基 |
| 3.2 烟气中形成羟基自由基的等离子体化学过程分析 |
| 3.2.1 O_2和H_2O(气态)的离解和电离过程 |
| 3.2.2 形成羟基自由基的等离子体化学机制 |
| 3.3 羟基自由基等氧活性粒子氧化脱硫脱硝反应机理探讨 |
| 3.3.1 氧活性粒子气相氧化脱硫脱硝数学模型的建立及计算方法 |
| 3.3.2 氧活性粒子气相氧化脱硫模型的计算和反应机理分析 |
| 3.3.3 氧活性粒子气相氧化脱硝模型的计算和反应机理分析 |
| 3.3.4 氧活性粒子异相氧化脱硫反应机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氧活性粒子注入烟气资源化脱硫脱硝实验系统构建 |
| 4.1 实验系统 |
| 4.1.1 设计原则 |
| 4.1.2 氧活性粒子输入方式优化设计 |
| 4.1.3 氧活性粒子注入烟气脱硫脱硝实验系统 |
| 4.2 实验装置 |
| 4.2.1 大气压强电离放电等离子体发生器 |
| 4.2.2 高频高压电源 |
| 4.2.3 烟气预热器 |
| 4.2.4 加湿器 |
| 4.2.5 电除酸雾器 |
| 4.3 实验仪器和实验气体 |
| 4.3.1 实验仪器 |
| 4.3.2 实验气体 |
| 第5章 氧活性粒子的制取及其脱硫脱硝的实验研究 |
| 5.1 大气压强电离放电制取氧活性粒子实验研究 |
| 5.1.1 放电功率对氧活性粒子浓度的影响 |
| 5.1.2 激励频率对氧活性粒子浓度的影响 |
| 5.1.3 氧气流量对氧活性粒子浓度的影响 |
| 5.1.4 氧活性粒子浓度的距离衰减分析 |
| 5.2 氧活性粒子注入烟气脱除NO_x影响因素分析 |
| 5.2.1 氧活性粒子注入量对脱硝率的影响 |
| 5.2.2 NO、NO_2、NO,的浓度变化分析 |
| 5.2.3 烟气温度对脱硝率的影响 |
| 5.2.4 烟气含水量对脱硝率的影响 |
| 5.2.5 烟气氧气含量对脱硝率的影响 |
| 5.2.6 NO_x初始浓度对脱硝率的影响 |
| 5.2.7 烟气处理量对脱硝率的影响 |
| 5.3 氧活性粒子注入烟气脱除SO_2影响因素分析 |
| 5.3.1 氧活性粒子注入量对脱硫率的影响 |
| 5.3.2 烟气温度对脱硫率的影响 |
| 5.3.3 烟气含水量对脱硫率的影响 |
| 5.3.4 烟气氧气含量对脱硫率的影响 |
| 5.3.5 SO_2初始浓度对脱硫率的影响 |
| 5.3.6 烟气处理量对脱硫率的影响 |
| 5.4 氧活性粒子注入烟气同时脱硫脱硝影响因素分析 |
| 5.4.1 氧活性粒子注入量对脱除率的影响 |
| 5.4.2 烟气温度对脱除率的影响 |
| 5.4.3 烟气处理量对脱除率的影响 |
| 5.4.4 烟气含水量对脱除率的影响 |
| 5.4.5 烟气氧气含量对脱除率的影响 |
| 5.4.6 同时脱除过程中SO_2和NO_x的相互影响 |
| 5.5 氧活性粒子注入烟气脱硫脱硝能耗分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 烟气脱硫脱硝副产物回收的实验研究 |
| 6.1 电除酸雾器除雾原理 |
| 6.2 副产物的收集与分析方法 |
| 6.2.1 实验方法 |
| 6.2.2 色谱条件与标准曲线 |
| 6.2.3 相关参量计算方法 |
| 6.3 副产物成分分析 |
| 6.3.1 氧活性粒子注入烟气脱硫副产物分析 |
| 6.3.2 氧活性粒子注入烟气脱硝副产物分析 |
| 6.4 副产物回收影响因素分析 |
| 6.4.1 激励电压对酸的回收的影响 |
| 6.4.2 烟气中污染物初始浓度对酸的回收的影响 |
| 6.4.3 烟气流量对酸的回收的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文与科研情况 |
| 致谢 |
四、强电离放电及其应用研究的进展（论文参考文献）
- [1]羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究[D]. 李海燕. 厦门大学, 2019(01)
- [2]强电离放电降解模拟染料废水中茜素红研究[D]. 尹兰兰. 江苏大学, 2019(11)
- [3]大气压下等离子体源性能及其降解水中致嗅物质的研究[D]. 徐海宁. 大连海事大学, 2019(06)
- [4]基于溴酸盐检测验证羟基自由基的高效生成[D]. 杨小桐. 厦门大学, 2019(09)
- [5]强电离放电等离子体降解乙酸乙酯试验研究[D]. 李珏. 江苏大学, 2018(11)
- [6]强电离放电对饮用水突发邻苯二甲酸二甲酯应急处置研究[D]. 赵红. 江苏大学, 2018(02)
- [7]强电离放电等离子体在应急净化饮用水中的应用[J]. 田一平,周新颖,袁晓莉,俞哲,张芝涛. 高电压技术, 2017(06)
- [8]印刷业VOCs废气处理中强电离技术的应用研究[D]. 李从. 兰州理工大学, 2016(01)
- [9]臭氧协同强电离放电法模拟烟气脱硫脱硝的研究[D]. 尹莉. 江苏大学, 2016(08)
- [10]氧活性粒子注入烟气资源化脱硫脱硝研究[D]. 潘巧媛. 大连海事大学, 2011(09)