一、水中2,4-二氯苯酚和五氯苯酚电子束辐射降解的研究(英文)（论文文献综述）
张紫舒[1]（2021）在《氮化碳基纳米荧光材料合成及其用于检测含氯环境物质的研究》文中认为氮化碳是一种纳米半导体材料,因其独特的光致发光特性常被应用于荧光检测领域。氮化碳通常是经过热处理形成的块体材料,比表面积较小,表面活性基团不够丰富,选择性吸附能力较差,进而导致其检测能力仍不理想。此外,一般在检测时多采用氮化碳粉末或悬浊液样品,难以实现快速回收,并且由于制备技术及检测手段等问题,难以实现小型化、便携式检测。针对这些问题,本论文选用溶胶-凝胶法制备了氮化碳薄膜作为传感单元,通过优化、改性的方法提高了对含氯物质的检测能力,探索了荧光检测机制。同时,结合光纤传输搭建了荧光-光纤传输传感系统,完成了水环境中含氯物质的荧光检测研究,具体研究内容如下:首先,通过三聚氰酸调控三聚氰胺法合成了多孔氮化碳纳米片,以光学玻璃为基底,利用Si O2溶胶-凝胶法成功地制备了具有良好荧光性能和稳定性的氮化碳薄膜。分析浓度、温度,p H等因素对其光学性能的影响规律,确定了薄膜光学特性的最佳参数及其检测的最优条件。为了提高检测能力、拓宽检测范围,利用Ag对氮化碳薄膜表面进行修饰,有效促进薄膜被含氯物质猝灭过程中的电子转移过程,探究了薄膜分别对无机和有机含氯环境物质—氯离子（Cl-）和对氯苯酚（4-CP）的检测能力。通过表面光伏技术、时间分辨荧光技术等光物理手段深入揭示了薄膜的荧光传感机制,并分析了Ag修饰的薄膜具有更优异的检测能力的原因。其次,将传统的荧光光谱技术与光纤传输技术相结合构建出体积小、重量轻且便携式的荧光-光纤传输传感系统用于两种含氯物质的浓度检测。以Ag修饰的氮化碳薄膜作为荧光传感单元,选择合适的激发光源、滤光装置、光纤光谱仪等光学器件对氮化碳薄膜的荧光采集效率进行优化,确认了最佳的指标参数。利用该荧光-光纤传输系统检测Cl-浓度范围为5 mmol/L～0.07 mol/L,对4-CP的检测浓度范围为100 mg/L～500 mg/L。
成宝志,杨斌,郭琬[2]（2020）在《法医毒物实践中五种除草剂光催化降解研究进展》文中进行了进一步梳理在现代农业生产中除草剂扮演着重要角色,随着其用量和使用范围的不断扩大,除草剂造成的环境污染问题也随之而来.部分除草剂化学性质稳定,不易降解,在环境中长期蓄积会威胁人类健康和生态平衡.如何有效去除水环境中残留的除草剂成为当前人们关注的焦点.光催化技术因其高效、清洁、绿色等特点是降解除草剂的有效方法,但催化降解机理尚需进一步探讨,光催化性能尚需进一步提高.本文将重点对光催化降解法医毒物实践中五种除草剂的研究情况进行综述.
王军如[3]（2019）在《高级催化氧化法降解废水中的有机污染物》文中研究表明随着工业的迅猛发展,水污染问题也日益严重。严峻的环境形势对各个国家在节能、减排、降耗和水污染治理等方面提出了更高的要求,推动绿色发展和建立新型工业成为当前的首要任务。有机废水作为水污染问题的重要组成,其来源广泛,包括煤化工行业及农药行业等。本文采用了光催化耦合双氧水（H2O2）的降解方法,对苯酚、2,4-二氯苯酚和喹啉模拟废水及实际农药厂生产废水的降解进行了探索,并针对这些废水筛选了最佳的降解工艺。在本论文中以硅藻土为载体,采用溶胶-凝胶法制备了TiO2@硅藻土光催化剂,针对光催化剂制备过程中酸抑制剂、煅烧温度、煅烧时间的制备工艺进行改进与选择,最终发现以醋酸为抑制剂、500℃下煅烧2.5 h时催化剂性能最佳;对所制备的催化剂进行了SEM、EDS、FT-IR及XRD分析,推断催化剂结构与性质的联系;通过金属离子掺杂和半导体材料复合的方法对光催化剂进行改性,发现Cu2+-Ag+-Co2+三种离子的共掺杂对催化剂性能实现最佳的优化效果;针对单独采用H2O2（H2O2）、H2O2并进行光照（H2O2+UV）、光催化（光催化剂+UV）、添加H2O2进行光催化（H2O2+光催化剂+UV）及控制反应体系的温度、添加H2O2并光催化（H2O2+光催化剂+UV+温度）5种废水降解工艺进行对比,发现H2O2+光催化剂+UV+温度工艺降解有机废水的效果最佳。在本论文中运用光催化耦合H2O2的方法针对2,4-二氯苯酚和喹啉模拟废水就初始浓度、温度、H2O2用量、溶液pH及催化剂用量5方面进行了最优工艺的筛选。实验发现在40℃下,200 mL COD浓度为200 mg/L的2,4-二氯苯酚,初始pH为5-6时,使用6.0 g光催化剂和10.0mLH2O2,溶液COD的降解率达94.1%;在50℃下,200 mL 200 mg/L的喹啉废水,初始pH为8-9时,使用4.0 g催化剂和10.0 mL H2O2,溶液的COD降解率可达96.3%。同时采用光催化耦合H2O2的方法,降解农药厂实际高浓度、高色度的生产废水,使溶液COD从初始的25306.9 mg/L、32670.0 mg/L,降至2282.7 mg/L、4410.4 mg/L,降解率分别达90.98%和86.5%,说明该方法对农药生产中产生的的高浓度、高色度有机废水具有较好的降解效果。
史宁[4]（2019）在《TiO2/CA的制备及其光催化降解土壤淋洗液中PAHs的研究》文中进行了进一步梳理PAHs易于从水中分配到生物体内、沉积层中,在土壤中比较稳定而难以分解并在环境中不断积累。表面活性剂对土壤中的PAHs具有明显的增溶作用,是PAHs污染土壤淋洗修复技术最有应用前景的淋洗液。污染土壤经表面活性剂淋洗后产生的PAHs增溶废水具有化学致癌性、光致毒及致突变性,是亟待解决的一大难题。本课题以PAHs（萘、菲）增溶废水为研究对象,以物理法、化学法、ZnCl2活化法制备三种复合光催化剂。通过密度、XRD、偏光电子显微镜、SEM、N2吸附-脱附曲线、FT-IR与DRS对复合光催化剂的密度、晶型、表面形貌、比表面积、孔结构、官能团结构及光学性能等进行分析。通过增溶实验,研究TX-100对萘、菲的增溶性能;通过吸附实验,研究复合光催化剂对PAHs增溶废水的吸附过程;通过光催化降解实验,研究复合光催化剂对TX-100增溶PAHs废水的光催化降解过程以及机理探究,具体研究内容如下:（1）物理法制备的Ti02-CA复合光催化剂,由酚醛凝胶颗粒堆叠为均匀的三维网络结构,其密度在200～500mg/cm3范围内,属于介孔材料。XRD显示TiO2-CA主要以锐钛矿型TiO2为主。比表面积在500～600m2·g-1范围内可控,表现出高吸附性能。Ti02-CA对TX-100增溶PAHs废水的吸附过程符合Langmuir等温吸附模型与准二级动力学模型,属于△G<0、AH>0、△S>0的自发吸附行为;光催化降解过程均符合拟一级动力学方程。25℃下,TiO2（0.5）-CA（45）与TiO2（0.2）-CA（45）用量均为3g/L,分别对5g/L TX-100增溶的500mg/L萘、100mg/L菲表现出最好的降解效果,萘的降解率达92.3%,菲的降解率达97.8%。复合光催化剂对增溶废水中的PAHs具有选择性吸附降解效果。相比之下,TiO2（0.2）/CA（45）较TiO2（0.2）-CA（45）对PAHs的光催化降解效率低。（2）ZnC12活化法制备的CA-TiO2-Zn系列复合光催化剂,密度最小可以控制在80mg/cm3内。XRD显示CA-TiO2-Zn复合材料属于偏钛酸锌ZnTiO3与金红石型TiO2同时存在的材料（ZnTiO3为主）。CA1-TiO2（0.1）-Zn（3）的比表面积（1215.92m2·g-1）、总孔容（0.692cm3·g-1）等参数在系列材料中均为最大,表现出最好的吸附性能。CA1-TiO2（0.1）-Zn（3）对TX-100增溶PAHs的吸附过程符合Langmuir等温吸附模型与准二级动力学模型,属于△G<O、△H>0、△S>0的自发吸附行为;光催化降解过程符合拟一级动力学方程。
许韡,王丹侠,沈俊毅,潘卫兵[5]（2018）在《电离辐射技术在水处理中的应用》文中研究指明本文综述了电离辐射技术处理水中氯酚类、氯苯类、苯胺类、染料、抗生素、重金属等污染物的研究进展;列举了降解机理、辐射源、初始浓度、初始p H值、吸收剂量、污染物去除率、矿化率等重要参数;分析了电离辐射降解污染物效率的影响因素;指出电离辐射在水处理应用中依靠产生自由基等活性粒子,而自由基本身对人体有害,需进一步研究以评估辐射技术的安全性。对电离辐射技术在污染物处理上的应用前景进行了展望。
师东阳[6]（2018）在《自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除》文中研究说明纳米零价铁（NZVI）由于其比表面积大、反应活性高、还原能力强等优点在环境污染物的去除中受到广泛关注。NZVI颗粒能够有效去除多种废水中污染物,例如重金属、芳香卤化物和有机染料等。然而,由于颗粒之间较强的范德华力和磁力,纳米零价铁颗粒容易团聚成微米或毫米级尺度的较大粒子,同时,由于其强还原活性,在环境中极易被氧化而导致其活性、稳定性和效率急剧下降。此外,纳米零价铁在使用过程中与反应物作用后被氧化成铁的氧化物,很难循环利用。这些缺点极大地阻碍了纳米零价铁在环境污染物治理中的大规模应用。所以,目前在纳米零价铁材料的修饰和改性研究中控制纳米零价铁的团聚,使其保持高活性和高稳定性还是一个很大的挑战。另外,由于纳米零价铁具有较高的反应活性,在制备和储存过程中,必须用惰性气体保护。这就增加了制备方法的复杂性和实际应用中的操作成本。因此,开发纳米零价铁新的制备技术来精准控制纳米零价铁的粒径和形貌,提高纳米零价铁的活性和稳定性,是该领域研究的重要课题。本文采用囊泡辅助法、胶束辅助法和NH2-SiO2负载法,常温常压下分别制备了具有高分散性、高活性和高稳定性的三种新型纳米零价铁颗粒,借助X-射线衍射仪（XRD）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）、透射电镜（TEM）、扫描电镜（SEM）、大角度环形暗场扫描透射电子显微镜（HAAD-STEM）、X射线光电子能谱仪（XPS）、动态光散射（DLS）等技术手段对所制备材料的晶相、形貌和微观结构、粒径分布和元素分布等进行了表征,在表征的基础上详细研究了三种纳米材料的合成机理。以硝基苯、对硝基苯酚和六价铬作为模板污染物,系统研究了新型纳米零价铁的反应活性、稳定性以及对污染物的去除机制。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在水相四氢呋喃介质中,通过两亲性嵌段共聚物（聚乙烯吡咯烷酮-醋酸乙烯酯）自组装形成囊泡,溶液中的三价铁离子通过配位作用进入囊泡,经硼氢化钠还原在囊泡内制备了纳米零价铁。借助各种技术对其形貌进行了表征,发现纳米铁颗粒被很好的包裹在囊泡中,且纳米尺寸分布均匀（从70到100 nm）,囊泡状纳米铁颗粒具有非常好的分散性,而且在水溶液中纳米铁颗粒可以很容易地从囊泡中释放,继而发挥其活性。以六价铬和硝基苯为模板污染物,考察了囊泡状纳米铁的稳定性和活性,并与相同条件下（不加聚合物）合成的裸露的零价铁颗粒比较。结果发现,囊泡状纳米零价铁即保持了很高的反应活性,又具有良好的稳定性,在空气中直接存放三个月后对六价铬的反应活性仅仅下降了4.4%,而裸露的纳米零价铁的活性却下降了88%。此外,借助X射线光电子能谱仪、高效液相色谱仪和紫外可见分光光度计等仪器,考察了其对六价铬和硝基苯的去除机制和反应动力学。（2）常温常压下,在CTAB（十六烷基三甲基溴化铵）分子通过自组装形成的胶束的辅助下制备了粒径<1 nm的零价铁纳米簇。CTAB胶束作为软模板直接参与组装零价铁纳米颗粒,硫脲作为控制剂以控制最终纳米簇的尺寸。借助多种技术对制备的超小纳米零价铁表征后发现,纳米零价铁颗粒由大量的粒径约为5 nm的组装体构成,而每个组装体又由许多粒径<1 nm的零价铁纳米簇组成,零价铁纳米簇由于CTAB碳氢链的缠绕和包覆具有非常好的分散性。以对硝基苯酚为模板污染物考察了零价铁纳米簇的反应活性和循环利用性能,结果表明,该新型超小的纳米铁在水中具有良好的化学稳定性和显着的催化还原活性。零价铁纳米簇的催化还原活性及可重复利用性可以与目前广泛使用的贵金属催化剂相媲美。例如,在有氧环境中催化还原对硝基苯酚仅在60 s内完成,催化活性系数高达68.3 s-1 g-1,相同条件下该超小纳米铁颗粒能够循环利用八次且每次完全反应所需时间均小于60 s。（3）在温和条件下通过设计一种简单巧妙的组装方法合成了NH2-SiO2微球,并成功地将纳米零价铁颗粒修饰嫁接到了微球的表面。通过多种表征手段详细研究了Fe0@NH2-SiO2复合材料的合成机理。表征技术分析发现,NH2-SiO2微球表面分布着大量分散的球形零价铁聚集体（粒径约50 nm）,每个聚集体又有许多粒径约为5到10 nm的零价铁颗粒组成。这些微小的纳米铁颗粒因为硅烷化试剂的碳氢链的缠绕和包覆具有了较好的分散性。以对硝基苯酚和六价铬为模板污染物研究了Fe0@NH2-SiO2复合材料的反应活性和稳定性,并详细考察了硼氢化钠和反应物的浓度对该纳米复合材料的循环利用性能的影响。结果发现,与相同条件下合成（不加硅烷化试剂）的普通的纳米零价铁颗粒相比较,Fe0@NH2-SiO2对对硝基苯酚的去除率是普通NZVI颗粒的10倍,且具有良好的化学稳定性。通过NH2-SiO2微球的修饰嫁接作用,不仅抑制纳米零价铁的团聚,而且很好地控制了纳米颗粒的粒径。
谭阳[7]（2018）在《亚氧化钛电极膜反应器降解4-氯酚废水的研究》文中研究说明电化学氧化法因其高效率、低能耗、无二次污染等优点在氯酚废水处理领域中受到了广泛关注。寻找高效稳定的电极材料及提高有机物降解过程中的传质效率是推动电化学氧化废水处理技术产业化的两大关键。考虑到亚氧化钛具有优异的电化学性能,本课题将其用作电化学氧化水处理技术中的阳极材料,构建了亚氧化钛电极膜反应器,结合膜过滤原理来改善传质,探究亚氧化钛膜结构材料降解氯酚废水的可行性。利用扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）对亚氧化钛膜电极进行了表征,证明其微观结构为大孔和介孔为主的蜂窝状多孔结构,主要组成元素为Ti和O,晶相以Ti4O7相占绝大多数,纯度满足使用要求;采用电化学阻抗谱（EIS）和循环伏安曲线（CV）对亚氧化钛膜电极的电化学性能进行分析,结果表明亚氧化钛的电荷转移内阻和扩散内阻分别低于碳布一到两个数量级,同时其电化学活性面积要比单纯电极本身的表面积高出3个数量级。亚氧化钛膜电极的截留分子量近似为200 k Da,具有良好的抗膜污染性能。在有蠕动泵的条件下获得了3.96×10-5 m·s-1的传质速率常数,增加蠕动泵的抽吸作用后增强了溶质向阳极表面的水平对流。丰富的孔隙结构、优异的电化学性能以及区别于其他传统电极的独特且优良的膜性能,为电化学过程快速有效地降解有机污染物提供了更好的条件。通过循环伏安法、线性伏安法和计时电量法对4-氯酚在亚氧化钛膜电极表面的电氧化行为和动力学规律进行了考察,结果表明4-氯酚的电氧化过程受电极/溶液界面的扩散过程和电极表面的吸附过程共同控制,其从溶液向电极表面扩散的扩散系数为4.3×10-6 cm2·s-1。4-氯酚废水电化学氧化降解关键参数的影响研究结果表明,对于初始浓度为20 mg·L-1的模拟废水,最优的电解质溶液、膜通量、电流密度条件分别是0.04 mol·L-1的硫酸钠溶液、0.023 m L·cm-2·s-1和5m A·cm-2,对4-氯酚的去除率最高可以达到100%,且反应能耗较低。阴离子共存条件下的对实际工业废水深度处理研究结果显示,在2.5 h内可使电渗析浓出水中的COD和色度均达到可直接排放的标准,且矿化率为63.10%,能耗为85.12k Wh·kg COD-1。通过自由基捕获法证明了羟基自由基是亚氧化钛膜电极在电解氧化4-氯酚废水中的主要强氧化活性物质,并对4-氯酚降解过程的中间产物进行了定性定量的检测,分析了4-氯酚在该体系下的降解反应历程:4-氯酚在阳极和阴极区分别被氧化和还原生成对苯二酚、对苯醌和苯酚,并在电极/溶液界面产生的强氧化活性物质的作用下开环生成一系列小分子有机酸,最终被彻底矿化为CO2和水。
别又才[8]（2018）在《猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究》文中认为尽管猪场沼液可以通过还田和自然生物系统等模式来解决问题,但是需要大量的土地,完全资源化利用的约束条件比较多,工业化处理模式将是部分土地资源受限的猪场必然选择,而大量沼液的深度处理是其中的重点和难点,国内外学者已经做了大量研究,但目前沼液的深度处理技术在投资和运行费用上都很高。随着环保部门提高排放标准以及环保税的压力,针对沼液深度处理的技术难点展开研究,找到技术可行、运行稳定、出水水质优良的工艺,具有重要的现实意义。本研究主要是根据目前沼液直接进入生化系统处理存在的问题与缺陷,引进物理、化学预处理技术,从根本上改变原有猪场沼液处理直接使用厌氧-好氧处理的思维定式,探寻改善沼液可生化性改善的预处理方法,研究沼液预处理以后有机物的变化,通过GC-MS等检测手段,测定不同阶段有机物的成分,分析沼液预处理、生化处理前后有机物成分的变化并对相应的常规指标做分析,研究其变化的内在原因,同时,将两次预处理后的沼液和废水采用二级SBR系统联合运行,研究整个系统的运行效果,从系统中优势菌群变化来探寻系统稳定性运行的方法,在此基础上,建立经济有效的处理工艺。通过本课题的研究,力求寻找到解决目前沼液深度处理难题的方法,具有重要的理论指导意义的同时还在实际工程中具有很强的借鉴意义。通过研究,得出以下成果:（1）以UFe协同预处理体系中自由基的产生以及超声波的空化作用、剪切作用产生破链效应为基础,研究沼液预处理后有机物成分的变化以及可生化性的改善,并分析沼液预处理后常规指标的相关性。研究发现沼液中有机物成分非常复杂,出峰非常密集,共检测到39个峰,主要有烷烃、卤代烷烃、酯类、草酸二酯等,含量较大的化合物有2,4-二甲基庚烷、4-甲基十三烷、丙酸2-甲基,2-丙烯酯、十四烷基碘化物、1-碘-2-甲基壬烷等;UFe协同预处理后典型有机物变化明显,共检测到25个峰,主要有烷烃、卤代烷烃、酯类、酸类、酮类、醇类、草酸二酯等,含量较大的化合物有正辛烷、十四烷碘化物、3-甲基庚酮-3,4,5,6-四甲基辛烷、对戊氧基苯乙酮、草酸异己基新戊酯、草酰乙酸、1,3-二氧环戊烷等。预处理后不仅仍然检出了酯类、烷烃类、碘化物等,还增加了酮类、醇类、酸类化合物,推测可能通过处理后部分酯类化合物转变成了酮、醇、酸。BOD5/COD从原沼液的0.2提高到预处理后的0.4,可生化性得到很大的改善,BOD5、COD、TOC的相关系数具有统计意义上的显着性;（2）UFe的协同作用的机理有加氢脱氯、自由基氧化和铁的还原主要的作用在于自由基氧化和铁的还原。通过观察铁粉颗粒表面的SEM照片发现在UFe协同体系中,酸性环境下除了酸对零价铁颗粒表面的腐蚀作用还有由超声空化引起的高速冲刷、气蚀（破坏颗粒的表面氧化层）、清洗等效应,碱性条件下产生了空化泡崩溃时产生的瞬时高温高压效应,超声波通过冲刷、气蚀、碎裂、清洗、熔合等多种效应,活化和增强了铁粉的表面性能;（3）将通过UFe预处理后沼液导入到第一段SBR系统（SBR1）进行深度处理,COD去除率不理想,一般在70%以下,NH3-N的最高去除率不到80%,脱氢酶活性为45.8925（TFμg/L活性污泥.小时）说明反应器中的活性污泥正常,OUR为13.631 mg O2/g MLVSS·h,小于25 mg O2/g MLVSS·h,处于较低水平,采用GC-MS检测得出结论,通过生物降解以后,共检测到12个峰,有机物出峰减少很多,C12以上烷烃含量降低,含碘、溴的盐类未作为典型有机物检出,主要有烷烃类、酯类等,含量较大的化合物有正辛烷、壬烷、2,2-二甲基丁烷、草酸异丁基丙酯、草酸异辛基异丁酯等,水体中难降解的有机物还是比较多,导致COD和NH3-N去除效果不理想的可能原因是有效碳源不足;（4）以提高污水可生化性为目的,将SBR1的出水用臭氧（O3）预处理,将臭氧（O3）氧化反应控制在生化性提高后、矿化反应前,研究发现臭氧（O3）预处理的核心作用是UV254的改变,臭氧（O3）对UV254的去除主要原因是臭氧（O3）易与水中的C=C、C=O等结构反应,同时臭氧（O3）利用其强氧化性破坏废水中有机物的芳香环和双键结构,使有机物对紫外的吸收减弱,进而导致UV254下降,强氧化过程反应后,烷烃类C链长度都低于10,从生物降解性来说,非常利于降解,特别是20分钟以后臭氧预处理后的有机物分子量变小,增加了水体中小分子有机物数量,有利于微生物进一步降解有机物,促进下段的生化反应进行;（5）在前面研究的基础上,研究了两级SBR系统中SBR2的运行情况,SBR2进水COD约650 mg/L,出水COD平均值为67.7 mg/L,进水NH3-N约为200 mg/L,出水NH3-N平均值为10.6 mg/L,满足综合一级排放标准,检出的典型有机物为正辛烷,2-甲基戊烷庚烷,丙烯酸异丁酯等,其中丙烯酸异丁酯生物降解性值得关注;（6）采用UFeSOS组合工艺连续运行两个月,研究了运行过程中系统的稳定性和技术可行性,并以现有的SBR工艺作为参照对比,考察实践中该工艺在技术手段、基础投入、能耗、运营费用等方面的技术经济性得出结论,UFeSOS组合工艺和传统SBR组合工艺的出水都可以达到甚至低于国家一级排放标准,在技术上是可行的,但从投资角度和运营成本角度来看,UFeSOS组合工艺更加适合于猪场沼液的深度处理。
张诗雨[9]（2018）在《修饰型铁钯纳米颗粒设计及其催化降解对氯苯酚的研究》文中研究说明纳米零价铁（Nanoscale zero valent iron,nZVI）,在有机氯化物的污水和土壤环境修复领域具有很好的应用前景,被相关研究人员广泛关注,但是纳米零价铁自身易于快速聚集和氧化失活的特性限制了其实际应用。本文采用聚谷氨酸以及聚谷氨酸-多巴胺复合物为修饰剂合成了稳定化的铁钯双金属纳米颗粒,实验中选用对氯苯酚为模型污染物评估铁钯双金属纳米颗粒的脱氯反应能力,考察了不同修饰剂和Pd负载量对双金属纳米颗粒脱氯效果的影响规律,并探究和优化了影响脱氯降解反应的其他因素。本论文主要研究内容如下:以聚谷氨酸为修饰剂,合成了具有高效脱氯性能的铁钯纳米材料。结果表明:聚谷氨酸修饰的铁钯双金属纳米颗粒在弱碱性反应条件下表现出对对氯苯酚高效的降解能力,在修饰50 mg聚谷氨酸以及负载0.8 wt%Pd的条件下,降解速率常数为0.331 min-1,是同等条件下未稳定修饰的铁钯双金属速率常数的10倍,表明了聚谷氨酸对铁纳米颗粒的改性和稳定作用。另外,研究了真实地下水中几种常见组分对铁钯纳米颗粒脱氯效果的影响,结果表明:在Cl-,H2PO4-和腐植酸三种成分存在的情况下,稳定化的铁钯纳米颗粒仍能保持对对氯苯酚的高效降解。合成聚谷氨酸-多巴胺的复合物,并以其作为铁钯双金属的修饰剂及铁离子络合剂来构建连续高效的脱氯体系。聚谷氨酸-多巴胺复合物稳定化的铁钯双金属表现出优于聚谷氨酸单独稳定化的纳米颗粒的脱氯降解效果,在修饰10 mg聚谷氨酸-多巴胺以及负载0.4 wt%Pd的条件下,可在60 min内实现对对氯苯酚的完全脱除。另外值得注意的是,多巴胺单独作为修饰剂稳定合成的铁钯纳米颗粒却无法对对氯苯酚进行有效的脱氯降解。
王立果[10]（2018）在《响应曲面法优化修饰型纳米零价铁去除地下水中的2,4-二氯苯酚》文中研究指明2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）广泛存在于印染、造纸、医药、农药等废水中,通过化工废水排放、农药的使用等方式进入到地下水中,对地下水造成严重污染,因其毒性和致癌、致畸、致突变效应,对环境和人类造成极大危害。2,4-DCP分子中有氯原子和芳环结构,在环境中具有很强的稳定性,难以被生物降解。许多研究表明纳米零价铁可以很好的去除地下水中的2,4-DCP,受到了广泛的关注。本研究用液相还原法制备了纳米零价铁（n ZVI）、钯铁双金属（Pd/Fe）、羧甲基纤维素钠（CMC）修饰的纳米零价铁（CMC-Fe）、羧甲基纤维素钠修饰的钯铁双金属（CMC-Pd/Fe）四种纳米铁,通过SEM、XRD、FTIR对样品进行了表征,通过比色管沉降实验、沉降曲线、砂柱迁移实验（不同修饰型纳米铁、CMC修饰量、多孔介质粒径、注入流速）研究了CMC-Pd/Fe分散性能和在多孔介质中的迁移性能;通过批量实验重点研究了CMC-Pd/Fe对地下水中2,4-DCP的去除效果,考察了不同修饰型纳米铁、投加量、钯化率、初始p H、污染物浓度、Ca2+离子浓度等对CMC-Pd/Fe去除地下水中的2,4-DCP的影响,并用双参数准一级动力学模型对实验数据进行了拟合;基于批量实验数据,采用中心复合旋转设计（CCD）方法,利用响应曲面法（RSM）设计了四因素五水平的优化实验,研究了投加量、初始p H、反应时间、污染物浓度之间的交互作用对CMC-Pd/Fe去除地下水中的2,4-DCP的影响,并得到去除率最高时的优化条件。本研究取得的主要结论如下:（1）SEM表征结果表明n ZVI、Pd/Fe、CMC-Fe、CMC-Pd/Fe四种纳米铁都为纳米级别,用CMC修饰后的纳米铁颗粒粒径明显小于n ZVI和Pd/Fe,分散性也更好。XRD表征结果表明四种纳米铁颗粒都含有Fe0和Fe2O3或Fe3O4成分,表面壳层为铁氧化物,核为单质零价铁;FTIR表征结果表明CMC是通过羟基和羧基与Fe0或Pd/Fe发生螯合作用结合到一起的。（2）从比色管沉降实验和沉降曲线结果来看,CMC修饰后的纳米铁分散性能更好,无机催化剂Pd对纳米铁分散性能影响不大。在相同条件下CMC-Fe、CMC-Pd/Fe的在多孔介质中的迁移性能明显好于n ZVI、Pd/Fe,随着浓度、CMC修饰量、流速、多孔介质粒径增大,CMC-Pd/Fe在介质中的迁移性能越好。（4）四种纳米铁对2,4-DCP的去除率依次为n ZVI<Pd/Fe<CMC-Fe<CMC-Pd/Fe,其中CMC-Pd/Fe去除率最高。随着投加量、钯化率增大,p H、污染物浓度降低,CMC-Pd/Fe对2,4-DCP的去除率升高,其中p H呈偏酸性或者偏碱性都不利于2,4-DCP去除;水中总硬度成分Ca2+离子会抑制CMC-Pd/Fe对2,4-DCP的去除,浓度越高时抑制作用越大;不同条件下的CMC-Pd/Fe对2,4-DCP的去除过程都可以用双参数准一级动力学很好的描述。（4）响应曲面法优化实验中,从模型拟合、方差分析、残差验证结果来看,实验模型具有显着性,实验值和预测值拟合的较好,响应曲面法可用于优化CMC-Pd/Fe对2,4-DCP的去除。四个变量CMC-Pd/Fe投加量、溶液初始p H、反应时间、污染物浓度对去除率的影响具有显着性,对2,4-DCP去除贡献百分比依次为CMC-Pd/Fe投加量>溶液初始p H>反应时间>污染物浓度,变量之间存在一定的交互作用。
二、水中2,4-二氯苯酚和五氯苯酚电子束辐射降解的研究(英文)（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、水中2,4-二氯苯酚和五氯苯酚电子束辐射降解的研究(英文)（论文提纲范文）
（1）氮化碳基纳米荧光材料合成及其用于检测含氯环境物质的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氯离子与对氯苯酚对水体环境的危害 |
| 1.1.1 氯离子对水体环境的危害 |
| 1.1.2 对氯苯酚对水体环境的危害 |
| 1.2 传统检测技术研究现状 |
| 1.3 荧光检测技术 |
| 1.3.1 荧光产生原理 |
| 1.3.2 荧光猝灭机制 |
| 1.3.3 常见的荧光材料与猝灭剂 |
| 1.4 氮化碳纳米荧光材料的发展现状 |
| 1.4.1 氮化碳的概述 |
| 1.4.2 氮化碳在荧光传感领域的应用 |
| 1.4.3 氮化碳的制备及改性 |
| 1.5 本文的立题依据及主要内容 |
| 第2章 多孔氮化碳的制备与表征 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.2 材料表征方法 |
| 2.3 多孔氮化碳纳米片的合成及表征 |
| 2.3.1 样品的制备 |
| 2.3.2 样品的结构表征 |
| 2.3.3 样品的荧光光谱 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 氮化碳基薄膜制备及其检测水体含氯环境物质 |
| 3.1 氮化碳薄膜的制备表征及性能优化 |
| 3.1.1 样品的制备 |
| 3.1.2 样品的结构表征及性能 |
| 3.1.3 样品的性能优化 |
| 3.2 氮化碳基薄膜在检测氯离子中的应用 |
| 3.2.1 氮化碳薄膜对Cl~-的检测 |
| 3.2.2 Ag修饰的氮化碳薄膜的制备与表征 |
| 3.2.3 Ag修饰的氮化碳薄膜对Cl~-的检测 |
| 3.2.4 机制分析 |
| 3.2.5 抗干扰试验 |
| 3.3 氮化碳基薄膜在检测对氯苯酚(4-CP)中的应用 |
| 3.3.1 氮化碳薄膜对4-CP的检测 |
| 3.3.2 Ag修饰的氮化碳薄膜对4-CP的检测 |
| 3.3.3 机制分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氮化碳基薄膜荧光-光纤传输传感系统 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 氮化碳基薄膜荧光-光纤传输传感系统的结构设计与搭建 |
| 4.2.1 器件的选择 |
| 4.2.2 系统的设计与搭建 |
| 4.2.3 软件操作界面 |
| 4.3 氮化碳基薄膜荧光-光纤传输传感系统的性能参数分析 |
| 4.3.1 光源波长的确定 |
| 4.3.2 荧光传感单元的确定 |
| 4.3.3 稳定性测试 |
| 4.3.4 色度图 |
| 4.4 氮化碳基薄膜荧光-光纤传输系统对含氯环境物质的检测 |
| 4.4.1 系统对氯离子的检测 |
| 4.4.2 系统对对氯苯酚的检测 |
| 4.5 本章小节 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文及成果 |
（2）法医毒物实践中五种除草剂光催化降解研究进展（论文提纲范文）
| 1 除草剂光催化降解性能与机理 |
| 1.1 百草枯 |
| 1.2 五氯苯酚 |
| 1.3 2,4-二氯苯氧乙酸 |
| 1.4 草甘膦 |
| 1.5 阿特拉津 |
| 2 除草剂光催化降解研究展望 |
（3）高级催化氧化法降解废水中的有机污染物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 当前国内外有机废水的主要处理技术 |
| 1.2.1 物理化学处理法 |
| 1.2.2 生物处理法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 TiO_2 光催化剂 |
| 1.3.1 二氧化钛 |
| 1.3.2 光催化剂的制备方法 |
| 1.3.3 二氧化钛光催化机理 |
| 1.3.4 影响催化的因素 |
| 1.3.5 改性方法 |
| 1.4 本课题的研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 实验试剂、仪器及方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.2.1 实验仪器及设备 |
| 2.2.2 废水处理装置 |
| 2.3 实验原理及方法 |
| 2.3.1 硅藻土的预处理 |
| 2.3.2 催化剂制备及改性方法 |
| 2.3.3 光催化剂的性能测试 |
| 2.3.4 催化剂的表征方法 |
| 2.3.5 废水处理方法 |
| 2.3.6 废水的降解指标 |
| 2.3.7 水样检测方法 |
| 第三章 催化剂的制备及催化降解性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 光催化剂的制备及改性 |
| 3.2.1 不同的酸抑制剂对TiO_2光催化剂性能的影响 |
| 3.2.2 不同的煅烧温度对TiO_2光催化剂性能的影响 |
| 3.2.3 不同的煅烧时间对Cu-TiO_2@硅藻土光催化剂性能的影响 |
| 3.2.4 金属离子掺杂对TiO_2光催化剂催化性能的影响 |
| 3.2.5 半导体、金属离子复合掺杂对TiO_2光催化性能的影响 |
| 3.2.6 不同降解工艺对降解率的影响 |
| 3.2.7 光催化剂重复性能测试 |
| 3.3 光催化剂的表征分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 不同的酸抑制剂对TiO_2光催化剂性能的影响分析 |
| 3.4.2 不同的煅烧温度对光催化剂催化剂性能的影响分析 |
| 3.4.3 不同的煅烧时间对硅Cu-TiO_2@硅藻土光催化剂性能的影响分析 |
| 3.4.4 金属离子掺杂对TiO_2@硅藻土光催化剂催化性能的影响分析 |
| 3.4.5 半导体、金属离子复合改性对光催化性能的影响分析 |
| 3.4.6 不同降解工艺对降解率的影响 |
| 3.4.7 光催化剂重复性能测试 |
| 3.4.8 光催化剂表征分析 |
| 3.5 总结 |
| 第四章 2,4-二氯苯酚及喹啉有机废水降解的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同因素对2,4-二氯苯酚模拟废水降解的影响 |
| 4.2.1 起始浓度的影响 |
| 4.2.2 反应温度的影响 |
| 4.2.3 反应体系pH的影响 |
| 4.2.4 反应光催化剂用量的影响 |
| 4.2.5 反应H_2O_2 用量的影响 |
| 4.3 不同因素对喹啉模拟废水降解的影响 |
| 4.3.1 起始浓度的影响 |
| 4.3.2 反应温度的影响 |
| 4.3.3 反应体系pH的影响 |
| 4.3.4 反应光催化剂用量的影响 |
| 4.3.5 反应H_2O_2 用量的影响 |
| 4.3.6 喹啉降解过程分析 |
| 4.4 高COD农药厂废水的研究 |
| 4.4.1 有机加成过程中形成的分层水(废水I) |
| 4.4.2 酸化水洗水(废水II) |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间取得的学术成果 |
（4）TiO2/CA的制备及其光催化降解土壤淋洗液中PAHs的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 PAHs增溶有机废水的治理 |
| 1.1.1 PAHs概述 |
| 1.1.2 PAHs增溶废水的来源 |
| 1.1.3 PAHs增溶废水的特点 |
| 1.1.4 PAHs增溶废水的治理方法 |
| 1.2 水体污染吸附技术 |
| 1.2.1 吸附技术概述 |
| 1.2.2 国内外研究现状 |
| 1.2.3 碳气凝胶的应用 |
| 1.3 光催化技术 |
| 1.3.1 TiO_2性质 |
| 1.3.2 ZnTiO_3性质 |
| 1.3.3 光催化原理 |
| 1.4 复合光催化剂 |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 TiO_2-碳气凝胶复合光催化剂 |
| 1.5 研究意义、内容及路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 菲浓度测定 |
| 2.3.2 萘浓度测定 |
| 2.4 复合光催化剂的制备 |
| 2.4.1 CA的制备 |
| 2.4.2 TiO_2-CA的制备 |
| 2.4.3 TiO_2/CA的制备 |
| 2.4.4 CA-TiO_2-Zn的制备 |
| 2.5 复合光催化剂的表征 |
| 2.5.1 密度测定 |
| 2.5.2 XRD图谱分析 |
| 2.5.3 PM分析 |
| 2.5.4 SEM分析 |
| 2.5.5 N__2吸附/脱附分析 |
| 2.5.6 FT-IR光谱分析 |
| 2.5.7 DRS光谱分析 |
| 2.6 TX-100对PAHs的增溶性能 |
| 2.6.1 标线测定 |
| 2.6.2 增溶量测定 |
| 2.7 复合光催化剂对PAHs增溶废水的吸附实验 |
| 2.7.1 吸附动力学 |
| 2.7.2 吸附等温线 |
| 2.7.3 吸附热力学 |
| 2.8 复合光催化剂对PAHs增溶废水的光催化降解 |
| 2.8.1 光催化降解过程 |
| 2.8.2 富集与降解的协同作用探究 |
| 2.8.3 表面活性剂浓度的变化 |
| 2.9 降解余水水质分析 |
| 2.9.1 浊度 |
| 2.9.2 色度 |
| 2.10 复合光催化剂的循环使用性能 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 TiO__(2-)CA的性能表征 |
| 3.1.1 密度 |
| 3.1.2 XRD图谱分析 |
| 3.1.3 PM分析 |
| 3.1.4 SEM分析 |
| 3.1.5 N__2吸附/脱附分析 |
| 3.1.6 FT-IR光谱分析 |
| 3.1.7 DRS光谱分析 |
| 3.1.8 TiO__(2-)CA对TX-100增溶PAHs的吸附动力学 |
| 3.1.9 TiO__(2-)CA对TX-100增溶PAHs的吸附等温线 |
| 3.1.10 TiO__(2-)CA对TX-100增溶PAHs的吸附热力学 |
| 3.1.11 TiO__(2-)CA对TX-100增溶PAHs的光催化降解 |
| 3.1.12 TiO__2/CA与TiO__(2-)CA的性能对比 |
| 3.1.13 小结 |
| 3.2 CA-TiO__(2-)Zn的性能表征 |
| 3.2.1 密度 |
| 3.2.2 XRD图谱分析 |
| 3.2.3 PM分析 |
| 3.2.4 SEM分析 |
| 3.2.5 N__2吸附/脱附分析 |
| 3.2.6 FT-IR光谱分析 |
| 3.2.7 DRS光谱分析 |
| 3.2.8 CA-TiO__(2-)Zn对TX-100增溶PAHs的吸附动力学 |
| 3.2.9 CA-TiO__(2-)Zn对TX-100增溶PAHs的吸附等温线 |
| 3.2.10 CA-TiO__(2-)Zn对TX-100增溶PAHs的吸附热力学 |
| 3.2.11 CA-TiO__(2-)Zn对TX-100增溶PAHs的光催化降解 |
| 3.2.12 小结 |
| 4 结论 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 论文的创新点 |
| 5 展望 |
| 6 参考文献 |
| 7 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 8 致谢 |
（5）电离辐射技术在水处理中的应用（论文提纲范文）
| 1 电离辐射技术在水处理中的应用 |
| 1.1 降解含氯有机污染物 |
| 1.2 降解苯胺类污染物 |
| 1.3 降解染料 |
| 1.4 降解抗生素 |
| 1.5 处理重金属 |
| 2 结语 |
（6）自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米零价铁简述 |
| 1.2 传统的纳米零价铁的制备方法 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 热解法 |
| 1.2.4 电化学沉积法 |
| 1.2.5 微乳液法 |
| 1.2.6 碳热还原法 |
| 1.3 纳米零价铁的改性及应用 |
| 1.3.1 表面包覆 |
| 1.3.2 表面乳化 |
| 1.3.3 固体负载或基质装填 |
| 1.3.4 纳米双金属 |
| 1.3.5 磁场、电场和超声等技术的应用 |
| 1.4 本课题的选题背景与研究内容 |
| 第二章 囊泡中制备高活性、高稳定性的纳米零价铁及其对水中污染物的高效去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品与试剂 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.2.3 材料的表征技术 |
| 2.2.4 囊泡包覆NZVI颗粒的合成 |
| 2.2.5 囊泡包覆NZVI的活性和稳定性的测定 |
| 2.2.6 囊泡包覆NZVI对水溶液中硝基苯的去除 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PVV囊泡的合成及囊泡包覆NZVI的合成 |
| 2.3.2 NZVI在囊泡中的结构和形态 |
| 2.3.3 囊泡对NZVI颗粒活性的影响 |
| 2.3.4 囊泡对NZVI颗粒稳定性的影响 |
| 2.3.5 囊泡包覆的NZVI对于硝基苯的降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高分散零价铁纳米簇的制备及其对硝基苯酚的高效去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 仪器和设备 |
| 3.2.3 材料的表征 |
| 3.2.4 材料的制备 |
| 3.2.5 ZVI纳米簇的反应活性实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 ZVI纳米簇的形貌结构 |
| 3.3.2 ZVI纳米簇的合成机理 |
| 3.3.3 ZVI纳米簇对硝基苯酚的去除 |
| 3.3.4 ZVI纳米簇的稳定性 |
| 3.3.5 不同的NaBH4浓度对ZVI纳米簇的稳定性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 纳米零价铁在NH_2-SiO_2 上的嫁接修饰及其对环境污染物的高效去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 药品与试剂 |
| 4.2.2 仪器和设备 |
| 4.2.3 材料的表征 |
| 4.2.4 材料的制备 |
| 4.2.5对重金属Cr(VI)的活性实验 |
| 4.2.6 对有机物的去除 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe~0@NH_2-SiO_2 的形貌结构表征 |
| 4.3.2 NH_2-SiO_2 的制备方法设计及合成机理 |
| 4.3.3 Fe~0@NH_2-SiO_2 的制备 |
| 4.3.4 纳米零价铁负载改性前后对Cr(VI)的活性 |
| 4.3.5 Fe~0@NH_2-SiO_2 对对硝基苯酚的催化还原 |
| 4.3.6 Fe~0@NH_2-SiO_2 的循环利用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间取得的研究成果 |
（7）亚氧化钛电极膜反应器降解4-氯酚废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 氯酚类有机废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 氯酚类有机物的来源及危害 |
| 1.2.2 氯酚类有机废水处理技术研究进展 |
| 1.3 电化学氧化技术研究现状 |
| 1.3.1 电化学氧化原理 |
| 1.3.2 电化学氧化常用电极材料 |
| 1.3.3 电化学氧化处理污染物过程中面临的问题 |
| 1.4 课题的来源、目的及研究内容 |
| 1.4.1 课题的来源 |
| 1.4.2 课题的目的及意义 |
| 1.4.3 课题的研究内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.2 实验装置与操作方法 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 亚氧化钛膜电极表征 |
| 2.3.2 亚氧化钛膜电极电化学性能测试 |
| 2.3.3 亚氧化钛膜电极膜性能测试 |
| 2.3.4 4-氯酚及其降解产物检测 |
| 2.3.5 其他指标检测与计算 |
| 第3章 亚氧化钛膜电极的表征及性能研究 |
| 3.1 亚氧化钛膜电极表征 |
| 3.1.1 亚氧化钛膜电极的形貌特征 |
| 3.1.2 亚氧化钛膜电极的元素组成 |
| 3.1.3 亚氧化钛膜电极晶相组成分析 |
| 3.1.4 亚氧化钛膜电极比表面积及孔径分布分析 |
| 3.2 亚氧化钛膜电极电化学性能研究 |
| 3.2.1 亚氧化钛膜电极的导电性 |
| 3.2.2 亚氧化钛膜电极的电化学活性 |
| 3.3 亚氧化钛膜电极膜性能研究 |
| 3.3.1 亚氧化钛膜电极的纯水通量 |
| 3.3.2 亚氧化钛膜电极的截留分子量 |
| 3.3.3 亚氧化钛膜电极的传质速率常数 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 亚氧化钛电极膜反应器处理4-氯酚废水效能研究 |
| 4.1 亚氧化钛膜电极表面对4-氯酚的电氧化行为及动力学分析 |
| 4.1.1 不同浓度4-氯酚电氧化的循环伏安测试 |
| 4.1.2 不同扫描速率下4-氯酚电氧化的循环伏安测试 |
| 4.1.3 4-氯酚溶液在亚氧化钛膜电极/溶液界面的扩散系数 |
| 4.2 亚氧化钛电极膜反应器降解4-氯酚废水关键参数的优化 |
| 4.2.1 电解质种类对4-氯酚去除效果的影响 |
| 4.2.2 电解质浓度对4-氯酚去除效果的影响 |
| 4.2.3 膜通量对4-氯酚去除效果的影响 |
| 4.2.4 电流密度对4-氯酚去除效果的影响 |
| 4.3 最佳反应条件下电氧化4-氯酚降解机理研究 |
| 4.3.1 4-氯酚电化学氧化作用物质验证 |
| 4.3.2 4-氯酚电氧化中间产物的紫外扫描分析 |
| 4.3.3 4-氯酚电氧化的大分子中间产物分析 |
| 4.3.4 4-氯酚电氧化的小分子有机酸产物和氯离子分析 |
| 4.3.5 4-氯酚电氧化的反应历程 |
| 4.4 亚氧化钛电极膜反应器电氧化实际工业废水的处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（8）猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 猪场粪污排放现状 |
| 1.1.2 国内外猪场粪污处理研究现状 |
| 1.1.3 超声波和零价铁技术在环保领域的研究现状 |
| 1.1.4 臭氧(O_3)处理技术在环保领域的研究现状 |
| 1.2 本研究的目的和意义 |
| 1.3 本研究的内容以及技术路线 |
| 第2章 UFe协同预处理沼液研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 COD、BOD_5、B/C以及TOC变化分析 |
| 2.3.2 UFe预处理前后沼液的有机物变化分析 |
| 2.3.3 NH_3-N、Tp变化分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 UFe协同预处理机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 使用仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 自由基产生途径 |
| 3.3.2 pH值、加铁量对自由基产生量的影响 |
| 3.3.3 零价铁表面形态分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 UFe预处理后SBR1生化处理沼液研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 取样 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 系统启动到稳定运行常规指标 |
| 4.3.2 正常运行时COD和NH_3-N变化分析 |
| 4.3.3 OUR分析 |
| 4.3.4 脱氢酶活性测定 |
| 4.3.5 SBR1出水有机物变化分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 二级臭氧(O_3)预处理一级生化出水研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验设备与仪器 |
| 5.2.2 水质指标测定方法 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 COD变化分析 |
| 5.3.2 TOC与UV254变化分析 |
| 5.3.3 BOD_5变化及B/C分析 |
| 5.3.4 臭氧预处理后的有机物变化分析 |
| 5.3.5 NH_3-N变化分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 O_3预处理后SBR2生化处理工艺研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 仪器与试剂 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 取样 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 SBR2运行期间NH_3-N、COD的变化 |
| 6.3.2 SBR2处理出水有机物变化分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 UFeSOS组合工艺联合运行以及技术经济性分析 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 仪器与试剂 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果分析 |
| 7.3.1 运行情况分析 |
| 7.3.2 UFeSOS组合工艺经济与技术分析 |
| 7.3.2.1 传统SRB工艺处理猪场沼液的工艺流程 |
| 7.3.2.2 UFeSOS工艺处理猪场沼液的工艺流程 |
| 7.3.2.3 各处理单元设计参数以及前提条件 |
| 7.3.2.4 投资分析 |
| 7.3.2.5 运营费用分析 |
| 7.4 结论 |
| 第8章 全文讨论与结论 |
| 8.1 讨论 |
| 8.1.1 UFe协同预处理沼液可生化性改善以及前后有机物变化研究 |
| 8.1.2 UFe协同产生自由基机理研究 |
| 8.1.3 SBR1深度处理沼液效果以及有机物变化特征 |
| 8.1.4 以非矿化为基础的臭氧(O_3)预处理SBR1出水研究 |
| 8.1.5 SBR2运行效果与剩下的有机物 |
| 8.1.6 组合工艺联合运行状况以及技术经济性上可行性 |
| 8.2 有待进一步研究的问题 |
| 8.3 本论文的创新点 |
| 8.4 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（9）修饰型铁钯纳米颗粒设计及其催化降解对氯苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 前言 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 纳米零价铁的研究进展 |
| 1.1.1 纳米零价铁的制备方法 |
| 1.1.2 纳米零价铁的改性 |
| 1.2 氯酚类有机化合物的污染现状及处理技术 |
| 1.2.1 氯酚类有机化合物的污染现状及危害 |
| 1.2.2 氯酚类有机物的处理方法 |
| 1.3 纳米零价铁对氯代有机物的降解研究 |
| 1.3.1 纳米零价铁对氯代有机物的降解机理 |
| 1.3.2 纳米零价铁对氯代有机物的脱氯研究进展 |
| 1.4 本课题研究内容 |
| 第2章 聚谷氨酸修饰的铁钯纳米复合材料对对氯苯酚的降解研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 Fe-Pd NPs@PGA的制备 |
| 2.3.2 Fe-Pd NPs@PGA的表征 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 Fe-Pd NPs@PGA的表征 |
| 2.4.2 Fe-Pd NPs@PGA对对氯苯酚的降解 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 聚谷氨酸-多巴胺复合物修饰的铁钯纳米复合材料对对氯苯酚的降解研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 PGA-DA复合物的制备 |
| 3.3.2 Fe-Pd NPs@PGA-DA的制备 |
| 3.3.3 PGA-DA复合物和Fe-Pd NPs@PGA-DA的表征 |
| 3.3.4 对氯苯酚（p-CP）降解实验 |
| 3.3.5 紫外可见光谱研究PGA-DA与亚铁离子间的相互作用 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 PGA-DA复合物的表征 |
| 3.4.2 Fe-Pd NPs@PGA-DA的表征 |
| 3.4.3 Fe-Pd NPs@PGA-DA对对氯苯酚的降解 |
| 3.4.4 紫外可见光谱研究PGA-DA与亚铁离子间的相互作用 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）响应曲面法优化修饰型纳米零价铁去除地下水中的2,4-二氯苯酚（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地下水污染概况 |
| 1.1.2 地下水中氯代有机物污染现状 |
| 1.2 COCs的常规处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 微生物法 |
| 1.3 纳米零价铁法去除COCs |
| 1.3.1 纳米零价铁去除COCs的研究进展 |
| 1.3.2 纳米零价铁的制备 |
| 1.3.3 纳米零价铁的修饰方法 |
| 1.3.4 纳米零价铁去除COCs的机理 |
| 1.4 响应曲面法优化的应用 |
| 1.4.1 响应曲面法简介 |
| 1.4.2 响应曲面法的适用范围、特点和分类 |
| 1.4.3 响应曲面法的步骤 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究内容背景 |
| 1.5.2 研究目的和内容 |
| 2 修饰型纳米零价铁的制备和表征 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 修饰型纳米零价铁的制备 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 制备方法 |
| 2.3 修饰型纳米零价铁的表征 |
| 2.3.1 SEM表征 |
| 2.3.2 XRD表征 |
| 2.3.3 FTIR表征 |
| 2.4 小结 |
| 3 修饰型纳米零价铁的迁移实验 |
| 3.1 材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 沉降实验 |
| 3.2.3 迁移实验 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳米铁沉降实验 |
| 3.3.2 不同类型纳米铁的迁移特性 |
| 3.3.3 纳米铁浓度对CMC-Pd/Fe迁移的影响 |
| 3.3.4 不同CMC修饰量对CMC-Pd/Fe迁移的影响 |
| 3.3.5 不同介质粒径对CMC-Pd/Fe迁移的影响 |
| 3.3.6 不同注入流速对CMC-Pd/Fe迁移的影响 |
| 3.3.7 修饰型纳米零价铁在多孔介质中迁移的机理 |
| 3.4 小结 |
| 4 修饰型纳米零价铁对地下水中2,4-DCP的去除 |
| 4.1 材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 批量实验 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同类型纳米铁对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.3.2 CMC-Pd/Fe投加量对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.3.3 钯化率对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.3.4 溶液初始pH对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.3.5 污染物浓度对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.3.6 Ca~(2+)离子浓度对去除2,4-DCP的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 曲面响应法优化修饰型纳米零价铁对地下水中2,4-DCP的去除 |
| 5.1 材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 批量实验 |
| 5.2.2 分析方法 |
| 5.3 实验设计 |
| 5.4 数据分析 |
| 5.5 结果与讨论 |
| 5.5.1 模型拟合和统计分析 |
| 5.5.2 方差分析(ANOVA) |
| 5.5.3 模型成分及交互作用对2,4-DCP去除的影响 |
| 5.5.4 优化结果和模型验证 |
| 5.5.5 三维响应曲面图分析 |
| 5.6 小结 |
| 6 修饰型纳米零价铁去除2,4-DCP的机理 |
| 6.1 产物分析 |
| 6.2 机理分析 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、水中2,4-二氯苯酚和五氯苯酚电子束辐射降解的研究(英文)（论文参考文献）
- [1]氮化碳基纳米荧光材料合成及其用于检测含氯环境物质的研究[D]. 张紫舒. 黑龙江大学, 2021(09)
- [2]法医毒物实践中五种除草剂光催化降解研究进展[J]. 成宝志,杨斌,郭琬. 鲁东大学学报(自然科学版), 2020(02)
- [3]高级催化氧化法降解废水中的有机污染物[D]. 王军如. 东南大学, 2019(06)
- [4]TiO2/CA的制备及其光催化降解土壤淋洗液中PAHs的研究[D]. 史宁. 天津科技大学, 2019(07)
- [5]电离辐射技术在水处理中的应用[J]. 许韡,王丹侠,沈俊毅,潘卫兵. 职业与健康, 2018(23)
- [6]自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除[D]. 师东阳. 河南师范大学, 2018(07)
- [7]亚氧化钛电极膜反应器降解4-氯酚废水的研究[D]. 谭阳. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [8]猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究[D]. 别又才. 华南农业大学, 2018(08)
- [9]修饰型铁钯纳米颗粒设计及其催化降解对氯苯酚的研究[D]. 张诗雨. 天津大学, 2018(07)
- [10]响应曲面法优化修饰型纳米零价铁去除地下水中的2,4-二氯苯酚[D]. 王立果. 兰州交通大学, 2018(01)