一、超声波协同电化学氧化降解苯胺的研究（论文文献综述）
王兆坤[1]（2021）在《功能化石墨烯复合材料的制备及其电化学性能的研究》文中研究说明单独的二维平面以及完整的sp2结构赋予了石墨烯许多优异的性能,可以应用在光伏器件、智能传感器、超级电容器以及储氢材料等多种新能源领域。但是这种本身固有的sp2网络结构之间会发生范德华相互作用,使得两个石墨烯片层间堆积,这相当于四个石墨烯平面堆积成两个有效比表面积,导致比表面积有效率降低,从而影响其导电性能以及与其他材料的复合。掺杂的聚苯胺由于氧化还原反应而显示出优异的导电性,电化学特性和光学性质,并且也已被广泛使用。但是在充放电过程中会发生体积坍塌影响其循环稳定性,使其在应用方面受到了一定的限制。为了综合解决上述问题,本文采用多种还原剂,用于还原并且功能化石墨烯;然后通过共价接枝或者共混的方式制备石墨烯/聚苯胺复合材料;另外还以对苯二胺调节聚苯胺的长径比,探究复合材料在不同形态聚苯胺下电化学性能所发生的变化。利用一些常规表征手段,例如XRD、紫外可见分光光度计、SEM、TEM等研究不同复合材料之间化学结构与形貌的区别;另外通过电化学测试判断了复合材料应用于超级电容器中的潜力。研究了一种天然提取物白藜芦醇可通过氧化还原法制备石墨烯,并且再还原过程中通过非共价键进行了修饰;随后通过与苯胺单体共混制备用于超级电容器的三元复合材料。主要探究了白藜芦醇反应时间对石墨烯以及复合材料的影响。结果表明,还原时间越长（24h下）,还原程度越高,得到的石墨烯越褶皱,这赋予了其更好的性能,与聚苯胺复合的电极材料具有更大的比电容。当电流密度为1A/g时,电极材料的质量比电容高达916F/g。同时其倍率性能以及循环性能都较好。利用茶多酚制备功能化还原氧化石墨烯,并经过曼尼希反应为苯胺单体的原位接枝聚合提供反应活性位点,制备了三明治夹层结构的石墨烯/聚苯胺复合材料。通过分析证明,以上方法能够扩大石墨烯层间距,为苯胺单体的插层聚合提供优势;石墨烯片层可阻缓聚苯胺的结构坍塌;共价接枝极大的降低了石墨烯与聚苯胺的界面接触电阻。电化学测试表明,面积比电容为732m F/cm2（0.5m A/cm2）,另外在循环充放电1000圈以后,其电容保留率仍在93%以上。具有最小的界面电阻为6.9Ω。在上述基础上,对苯二胺与苯胺共聚可用于调节聚苯胺的形态,获得石墨烯/聚苯胺纳米线状电极材料。结果表明,随着对苯二胺用量增加,聚苯胺的长径比会降低;用量过高时,会对聚苯胺的聚合起到抑制效果。另外通过电化学测试,发现当对苯二胺与苯胺单体比为1:2时,所制备的电极材料具有最优异的电化学性能。其质量比电容可达538.1F/g（0.5A/g）。通过以上工作所制备的石墨烯/聚苯胺复合材料不仅解决了石墨烯片层的重新堆叠问题,还解决了聚苯胺由于质子掺杂的体积变化问题,改善了电极材料的循环稳定性以及电容量,这为制备更高效、比电容更多高的石墨烯/聚苯胺复合材料提供了有效思路。
肖火青[2]（2021）在《磁性纳米MnFe2O4/CNT活化过硫酸盐催化降解四环素的效用及机理研究》文中研究表明四环素（Tetracycline,TC）因其优越的抗菌性能、低廉的价格等优点,被广泛应用于人类和动物的感染的预防和治疗中,但因其含有多个苯环、分子量大且其化学性质稳定不易被降解。过硫酸盐高级氧化技术因其产生的硫酸根自由基（SO4-·）半衰期长、适应的p H值范围广、对污染物的选择性强,不易受到水中无机离子的影响等优点而受到广大研究者的关注。过硫酸盐高级氧化技术主要分为均相反应体系和非均相反应体系,均相反应体系操作简单方便,可以广泛应用,但出水金属离子浓度含量过高,以至于后期成本增加且适用的p H范围较窄。Mn Fe2O4含有两种过度金属（Mn、Fe）,理论上可以增强非均相高级氧化体系的催化氧化效果,且Mn Fe2O4具有很强的磁性,在实验过程和实际应用中可以实现固液分离从而进行循环使用,但在使用过程中容易出现团聚现象,影响催化剂的活性发挥,且会有金属离子析出,造成二次污染。如何解决这些问题进而提升体系的催化氧化问题成为关键。为此,在本研究工作中制作了4种不同质量比的Mn Fe2O4/CNT（CNT为碳纳米管）新型纳米复合材料。众所周知,碳纳米管具有碳素材料的固有本性,拥有较高的比表面积和石墨空腔结构,又具有金属材料的导电和导热性,且可作为催化剂的载体以提升催化剂的分散性和消除有毒金属浸出的不利影响受到广泛的关注。将Mn Fe2O4/CNT应用于催化氧化体系和三维电极体系中,以四环素为目标污染物,以此来探究催化剂在活化过硫酸盐氧化降解TC的效用及机理探究。论文主要内容包括以下几部分:（1）MnFe2O4/CNT活化过硫酸盐氧化降解四环素（TC）的效用及机理探究。通过催化去除率和吸附去除率的差值筛选出活性最强的催化剂——80 wt.%Mn Fe2O4/CNT。XRD结果表明80 wt.%Mn Fe2O4/CNT材料制作成功;SEM图像清晰地看到纳米铁酸锰均匀地分散生长在碳纳米管上;VSM测试结果表明了材料具有很强的磁性,固液分离显着;BET分析表明材料具有较大的比表面积,且孔隙主要分布在2-50 nm之间。实验考察了催化剂投加量、氧化剂投加量、TC初始浓度、温度、TC初始p H五个因素对体系降解TC效能的影响,结果表明在80 wt.%Mn Fe2O4/CNT催化剂投加量为0.5 g/L、氧化剂过硫酸钠（PDS）投加量为4 m M、温度为30℃、初始p H为5.9、TC初始浓度为40 mg L条件下,反应90 min TC去除率为78.85%,体系TOC去除率为51.97%。通过反应前后催化剂XRD表征和溶出金属离子对体系的贡献实验证明了材料自身的稳定性较好;实验评价了80 wt.%Mn Fe2O4/CNT的重复利用性能,重复3次后催化剂仍保持较高的活性;这证明了80 wt.%Mn Fe2O4/CNT催化剂具有较好的稳定性和重复利用性。根据自由基捕获实验和EPR表征测试判断体系种的活性物种,体系中含有SO4-·,·OH,·O2-,结合反应前后催化剂的XPS分析,推断其可能反应机理;运用液质联用仪检测体系的中间产物,推断其降解途径。（2）电-MnFe2O4/CNT强化过硫酸盐氧化降解四环素的效用及机理探究。采用新型活化方式——将电引入Mn Fe2O4/CNT-PMS体系,形成三维电极体系,考察其对TC的去除效果。以电协同去除率和催化去除率的差值筛选出活性最强的催化剂——20 wt.%Mn Fe2O4/CNT。XRD结果表明20 wt.%Mn Fe2O4/CNT材料制作成功;SEM图像清晰地看到纳米铁酸锰均匀地分散生长在碳纳米管上;VSM测试结果表明了20 wt.%Mn Fe2O4/CNT具有很强的磁性,固液分离显着;BET分析表明材料具有较大的比表面积。通过考察化剂投加量、氧化剂投加量、电流密度、TC初始p H四个影响因素对体系降解TC效能的影响,在20 wt.%Mn Fe2O4/CNT催化剂投加量为0.1 g/L、氧化剂过一硫酸氢钾（PMS）投加量为6 m M、电流密度i=10 m A/cm2、初始p H为5.9、TC初始浓度为40 mg L条件下,反应120 min,四环素的去除率达87.7%;通过添加腐殖酸（HA）来模拟实际水体探究HA对TC降解的影响;通过自由基捕获实验判断体系含有的自由基种类,结合反应前后催化剂的XPS分析推断其内在反应机理;通过超高效液相色谱串联飞行时间质谱仪检测体系中间产物,推断其反应路径。
朱彤[3]（2021）在《光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺的研究》文中认为苯胺作为重要的有机化工产品被广泛应用于化工及医药领域,明显的“三致”效应使其进入水体后对环境及人类产生严重威胁,无法通过常用的生化工艺达到良好的降解效果,需要采取强氧化手段处理。近年来,以臭氧为基础的高级氧化技术在水处理领域得到广泛的应用,已成为高级氧化技术方向的研究热点。臭氧具有很强的氧化能力,在有机物的降解过程中不会产生二次污染问题。臭氧在水中溶解性差,利用率较低,导致目前以臭氧为基础的高级氧化技术处理成本较高;光催化技术也是目前处理水中有机污染物的有效方法,具有环境友好、成本较低等优势,但存在光能利用率低,降解污染物选择性高等问题。为满足低能耗、高效率运行要求,本文将苯胺作为目标污染源,利用制备的CQDs/TiO2复合光催化剂,构建光催化臭氧氧化耦合工艺体系,考察催化剂性能与两种技术之间的协同作用,并对作用机理进行探究。本论文的主要研究内容和结果如下:（1）以活性炭为CQDs前体,制备了CQDs/TiO2复合光催化剂,利用SEM、TEM、XRD、FT-IR、XPS、电化学分析等技术对复合材料进行表征,并探索了CQDs负载量对复合材料光催化性能的影响,结果显示投加10 m LCQDs溶液时苯胺降解效果最佳,反应8 min去除率为95.8%,较单一纳米TiO2提高了56.9%。（2）结合臭氧氧化技术,构建了光催化臭氧化工艺体系,用于苯胺模拟废水的降解。研究考察了苯胺初始浓度、p H值、臭氧进气浓度和催化剂投加量对耦合工艺反应效果对影响。光催化臭氧化工艺体系对苯胺的降解与矿化效果明显优于UV/O3高级氧化体系和臭氧非均相催化光催化体系,结合一级动力学拟合结果分析,UV/O3工艺的反应速率常数为2.97 min-1,O3/催化剂工艺的反应速率常数为2.60min-1,而UV/O3/催化剂光催化臭氧氧化耦合工艺的反应速率常数达到了5.67min-1。当苯胺初始浓度为20 mg/L,p H=7,臭氧进气浓度为60 mg/L,复合催化剂投加量为0.6 g/L,反应时间15 min时,苯胺在光催化臭氧氧化工艺中降解效果最佳,去除率达到99.8%,矿化率达到76.8%。（3）利用GC-MS检测光催化臭氧化工艺降解过程中的中间产物,通过电子自旋共振波谱仪（ESR）分析对比反应时活性自由基强度,采用荧光探针法检测反应中双氧水产量情况,分析了光催化臭氧氧化耦合工艺反应原理。耦合工艺体系所产生的·OH和·O2-等活性自由基均参与了降解反应,苯胺在活性自由基作用下转化为对氨基苯酚和苯氨自由基,进一步反应生成硝基苯或苯二酚,然后脱氢生成苯醌,苯醌氧化成小分子酸,矿化到CO2和H2O,实现了苯胺的高效降解。
王泽华[4]（2021）在《典型含氮化合物非均相转化过程的机理研究》文中研究指明含氮化合物是一类重要的环境污染物,不仅能够对环境造成严重的危害,还能直接或间接地影响人类的健康。二氧化钛及其改性材料作为一类优良的催化剂,可以把绿色可持续的光能转化为降解污染物所需的化学能,已经被广泛地应用于污染物处理以及环境自清洁中。这类催化剂能够作为环境自清洁材料和环境修复材料参与到含氮化合物在环境中的转化和去除过程中。目前的研究主要集中在二氧化钛催化剂以及含氮化合物的独立研究上,含氮化合物基于二氧化钛及其改性催化剂的转化机理,以及催化剂在无机和有机含氮化合物的催化氧化反应中所起的具体作用并没有完全被解释。因此,探究典型含氮污染物在二氧化钛催化剂上的非均相转化机理,对于评估其对环境的危害具有重要意义。本文采用理论计算的方法,在微观层面上研究了无机含氮化合物（NO2和NO）和典型有机含氮化合物（C6H5NH2）在二氧化钛及其改性材料表面的结构性质以及反应机理;1.探究了二氧化钛作为自清洁材料促进大气中NO2氧化SO2的反应机理以及影响反应的因素;2.探究这类催化剂作为环境修复材料促进NO和苯胺催化氧化的降解过程,得到的研究结果如下:1.NO2氧化SO2的反应机理以及H2O、NH3、纯颗粒表面（TiO2）以及吸附重要大气组分(H2O、NH3和SO42-)的TiO2表面对SO2和NO2转化的影响雾霾期间,随着气溶胶粒子和NO2含量的增加,硫酸盐含量也在不断增加。因此,NO2作为氧化剂促进SO2的氧化反应可能是大气中硫酸盐来源的关键缺失途径。本文采用理论计算方法研究了SO2和NO2的反应机理以及中间体N2O4的形成,并分析了 H2O、NH3、纯颗粒表面（TiO2）以及吸附重要大气组分(H20、NH3和SO42-)的颗粒表面对SO2和NO2均相和非均相转化的影响。研究结果表明,SO2能够被中间体N2O4氧化为SO3,而N2O4被还原为HONO,其中氧化过程是整个反应的速控步。影响均相反应计算的因素是大气中的H2O和NH3分子,其中H2O分子可以降低速控步的能垒,并促进HONO的生成。随着体系中H2O分子数的增加,氧化能垒相应地降低。NH3分子对络合物的稳定作用比H2O分子更显着,且H2O和NH3分子在热力学上对SO2和NO2的氧化反应均有促进作用,但是它们并不能特别显着的促进NO2均相催化氧化SO2。对于非均相反应,研究结果表明纯TiO2促进N2O4氧化SO2生成硫酸盐和HONO的效果并不明显。然而,当颗粒表面吸附不同数量的H2O、NH3分子和SO42-时,它们可以有效降低氧化步骤的能垒。当TiO2（101）表面吸附一个NH3分子和一个H2O分子时,SO2很容易被cis-ONONO2氧化,其反应能垒为4.54 kcalmol-1。当颗粒表面吸附较多水分子时,SO2会首先经过水解反应生成HSO3-。然而HSO3-比SO2更难被asy-ONONO2进一步氧化生成硫酸盐。本部分的研究深入了解到NO2作为氧化剂氧化SO2的潜在反应机理,以及大气重要成分,包括H2O、NH3、H2O/NH3/TiO2以及SO42-/TiO2对硫酸盐形成机理的影响。其结果进一步为NO2在大气环境中的转化提供了理论依据。2.NO在TiO2（001）和（101）表面上选择性催化氧化反应机理以及中间体N2O4和HONO生成机理的研究控制NO的排放是降低大气中NO2含量的有效措施。本文通过密度泛函理论（DFT）对不同TiO2（001）和（101）表面选择性催化氧化NO生成HNO3的反应机理进行了探讨,还讨论了额外的NO分子对催化氧化中间体HONO和N2O4产生的影响。结果表明,在没有光照条件下,HNO3在（001）表面比（101）表面更容易生成。吸附在表面的H原子有利于O2向超氧自由基（O2-）转化,并且超氧自由基对NO在表面的催化氧化有促进作用。额外的NO参与NO与O2的反应不仅改变了已知的NO氧化途径（NO→NO2→HNO3）,而且影响了产物HNO3的存在。当额外的NO分子参与初始阶段的氧化反应时,它能够有效降低NO和O2的氧化能垒,并促进trans-ONONO2优先生成。另外,当额外的NO分子与氧化产物（HNO3）的前体（H...NO3）相碰撞时,NO可以与NO3-发生还原反应促进HONO的生成。这项研究更深入了解了NO非均相催化氧化的机理有,并对大气的潜在影响具有重要意义。3.MgO/TiO2复合催化剂结构性质的计算以及苯胺在不同反应位点（MgO和TiO2）上催化氧化反应机理的研究MgO/TiO2作为一种经济、高效的光催化剂可用于去除难降解、毒性大、环境持久性强的苯胺类有机物。本文利用密度泛函理论（DFT）研究了苯胺在MgO/TiO2复合催化剂表面的降解机理。（MgO）3团簇通过化学吸附(Eint=181.67kcal mol-1)稳定地负载在TiO2催化剂上,由此形成的MgO/TiO2复合催化剂具有较高的催化活性。而且增强的光催化活性也有利于表面氧化自由基超氧自由基(O2·-)的生成。当苯胺结构稳定吸附在MgO/TiO2复合催化剂的不同位点（MgO和TiO2）上时,表面氧引发的非自由基反应优先发生在MgO位点上,O2·-引发的自由基反应优先发生在TiO2位点上。结果表明,活性氧原子和氧空位的活性位点主要位于MgO/TiO2的MgO团簇上,这些活性位点负责苯胺的后续催化氧化（脱氢和加氧）反应。本研究对苯胺催化氧化（包括非自由基和自由基过程）的反应机理有了更深入的认识,对设计和优化降解苯胺或其它类似环境污染物的催化剂具有一定的现实意义。
柏畅[5]（2021）在《铜基催化剂活化过硫酸盐资源化苯胺废水的研究》文中研究指明基于过硫酸盐（PS）为氧化剂的高级氧化技术（AOPs）在氧化各类有机污染物中受到越来越多的关注,如何将有机污染物资源化处理是目前需要解决的问题。在本研究中,我们选用CuO和均匀分散的Cu-N-C作为催化剂在中、碱性条件下活化PS,选择性氧化苯胺生成聚苯胺,通过表征分析中间过程及产物的结构研究该反应机制及机理。在中、碱性条件下,CuO可以有效活化PS去除水中的苯胺。在pH 7.0,CuO1 g L-1,PS 2.3 mM的条件下,1.2 mM的苯胺在反应60 min内的去除率可达95.2%。随着pH值增加,反应速率常数（k）也随之增加。实验结果发现去除1 mol苯胺所需的PS量较低（pH 7.0时为1.19 mol,pH 12.0时为1.68 mol）,而理论上1 mol苯胺被完全矿化需要18 mol PS,实际值与理论值相差太大,说明苯胺没有完全被矿化。掩蔽实验和EPR分析排除了硫酸根自由基(SO4·-),羟基自由基（·OH）和超氧自由基(O2·-)的贡献,说明PS在CuO表面是通过非自由基机制进行活化。FTIR、1H NMR等表征手段说明不溶性固体氧化产物为聚苯胺（PANI）,并且结构单元为-C6H4-NH-。通过EPR以及UV全扫和GC-MS分析,该反应机理为:首先,被活化的PS氧化苯胺,使其转移一个电子形成PhNH2·+,然后OH-从PhNH2·+中获取一个H+从而生成PhNH·,随后PhNH·通过多步耦合生成PANI。在不同pH条件下生成的PANI均表现出较高的热稳定性和理想的赝电容性,表明从苯胺废水生成的PANI可以应用于耐高温材料或电容器。为进一步确定催化过程中Cu的作用,我们采用均匀分散的Cu-N-C作为催化剂在中、碱性的条件下活化PS去除水中的苯胺。在pH 7.0,Cu-N-C 0.2 g L-1和PS 2.3 mM的条件下,1.2 mM的苯胺在3 h内的去除率可达到98%以上,反应速率常数可达到1.9×10-1mM-1min-1。通过EPR分析,表明在反应过程中产生了·OH、SO4·-和CCRs,但是掩蔽实验结果排除了·OH、SO4·-和CCRs在反应中的贡献,这说明Cu-N-C是通过非自由基机制活化PS。通过反应前后Cu-N-C的XPS分析,我们发现是Cu-N-C表面的Cu（I）在起主要作用,随着反应的进行Cu（I）被氧化为Cu（II）。根据UV全扫,GC-MS和FTIR分析表明苯胺先转化为聚苯胺自由基,随着反应的进行发生了开环断键反应生成羟基苯胺、对亚胺醌和苯胺二聚体。本研究为资源化处理苯胺类废水的研究提供了新思路。
曾文伟[6]（2020）在《超声协同N-ZnO/DE光催化降解亚甲基蓝研究》文中指出近年来,随着我国印染行业的快速发展,染料废水量不断增加。常规处理方法对染料废水难以彻底降解。光催化技术是一种可直接利用太阳能实现催化氧化污染物的环境治理新技术。本文通过制备负载型改性半导体光催化剂,达到提高光催化剂光生电子-空穴对分离效率、拓宽光响应范围窄、减少催化剂易流失目的,构建超声协同非均相催化降解体系实现染料亚甲基蓝（MB）废水高效降解。对负载型半导体光催化剂在实际应用中具有重要的意义。论文的主要结论如下:（1）采用溶胶-凝胶法成功制备了不同掺氮量催化剂。实验结果表明,0.2N-ZnO性能最佳;随着掺氮量的增加,催化剂性能呈下降趋势。采用SEM、XRD、UV-Vis、BET、PL表征技术对催化剂进行测试,结果表明:提纯后的硅藻土表面粘附的杂质被去掉,呈圆盘状,孔道结构清晰,N-ZnO颗粒均匀分布于表面;N元素掺杂入ZnO晶格内部,并取代部分O元素;吸收边带发生红移,禁带宽度为3.15e V;负载型催化剂0.2N-ZnO/DE比表面积约为38.5m2/g,平均孔径约5nm。（2）负载型催化剂0.2N-ZnO/DE稳定性较好,5次使用后仍保持良好的催化性能,对MB废水去除率85%以上,0.2N-ZnO催化剂稳定性能较差,重复使用5次后,对MB废水去除率仅56.3%;通过单因素实验发现,当催化剂投加量为1g/L、MB废水初始浓度为75mg/L、MB废水pH为11、光照时间30min、光源功率500W、超声场协同降解时,催化剂的活性最佳。（3）通过P-B（Plackett-Burman）筛选实验,筛选出主要影响因素为催化剂投加量、MB废水初始浓度、MB废水pH;BBD（Box-Behnken Design）优化试验设计,建立优化试验模型,分析可知,催化投加量、MB废水初始浓度、MB废水pH值三个因素对MB废水去除率的影响不是简单的线性关系,存在两两交互作用。经验证试验表明,回归模型预测值和实验值较接近,偏差仅为-1.22%。其降解最佳工艺参数为:MB废水浓度为100mg/L,催化剂投加量0.18g、pH为10.96。此时,MB废水去除率达94.94%。（4）通过动力学实验表明,超声协同光照和仅光照条件下,光催反应速率与MB废水浓度具有良好的线性关系,均符合一级动力学规律。通过自由基清除实验发现,0.2N-ZnO/DE光催化降解MB废水的过程中起主要作用的活性物质是超氧自由基,其降解过程主要通过活性组分攻击显色官能团,使染料溶液脱色,再打开环状结构,进一步氧化成CO2、H2O等。
郭红利[7]（2020）在《UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究》文中提出苯胺作为众多产品的原辅材料,被广泛的应用于各行各业之中。随着苯胺使用量增加,导致水环境中含苯胺类物质也不断增加,造成水体的污染,严重影响生态平衡。厌氧生物处理法具有运行成本低、降解效率高和产生清洁能源等优点,被广泛的应用于废水处理中。而厌氧共代谢生物处理技术作为处理难降解有毒有害污染物的新兴手段,受到国内外学者的广泛关注。但对于使用厌氧共代谢生物处理法降解苯胺废水的机理研究较少,其运行参数及降解机理还有待于深入探究。而UASB厌氧生物反应器作为高效厌氧反应器,具有优异的去除高浓度有机物的能力,因此本文选用UASB厌氧生物反应器,接种处理柠檬酸废水的厌氧颗粒污泥,以淀粉作为共代谢底物对苯胺进行降解研究。通过优化苯胺和淀粉的有机负荷,研究了在不同负荷下出水的化学需氧量（COD）、苯胺含量和污泥粒度及产甲烷比活性（SMA）等因素的变化规律;通过平行因子分析法（PARAFAC）和荧光区域积分法（FRI）研究了出水中溶解性有机物（DOM）的变化规律;最后通过高通量测序技术对反应器运行不同时期的微生物群落结构进行了分析,为UASB厌氧反应器处理苯胺类废水的实际应用和共代谢处理苯胺废水机理提供理论依据和技术参考。得到主要结论如下:（1）UASB厌氧反应器在启动过程中,进水淀粉负荷从1.2 gCODL-1d-1逐步提高到7.2 gCODL-1d-1。在氮饥饿条件下,COD去除率始终维持在85%左右,而在补充氮源后,出水COD去除率提高到95%,出水氨氮快速下降,表明在氮饥饿环境中,氮的含量是厌氧消化的主要限制因素。通过PARAFAC分析,发现出水DOM的主要组分为类蛋白质、色氨酸和类腐殖质。污泥平均粒度由29.7μm增大至236.29μm,平均粒度增长7.95倍。氢营养型产甲烷菌和乙酸营养型产甲烷菌的最大比产甲烷速率分别提高1.36倍和2.83倍。（2）UASB厌氧反应器对苯胺和淀粉共代谢的最优浓度为苯胺负荷2.45 gCODL-1d-1,淀粉负荷3.55 gCODL-1d-1,此时COD去除率在75%以上,苯胺去除率为81%以上;通过FRI分析发现出水DOM的主要组分为类蛋白化合物。（3）在门分类水平上,启动过程中,细菌中的优势门为Bacteroidetes、Chlo-roflex、Firmicutes、Synergisttes和Thermotogae,相对丰度分别为 21.9%、21.2%、15.3%、8.8%和 6.6%;当苯胺负荷为 3.0 gCODL-1d-1时,Bacteroidetes、Prote-obacteria、Thermotogae 和 Actinobacteria 的相对丰度分别增加了 40.3%、54.4%、65.0%和 52.4%,并且出现了Spirochaetes、Patescibacteria和Calditrichaeota;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,Bacteroidetes和Firmicutes的相对丰度分别下降至37.8%和18.6%,而Chloroflexi和Synergistetes相对丰度达到最大值,分别为 21.6%和 10.2%。（4）在属分类水平上,启动过程中,细菌中的优势属为Longilinea、Christe-nsenellacea、Aminivibrio和 Bacteroides,相对丰度分别为 30.8%、9.3%、8.97%和8.39%;当苯胺负荷为3.0 gCODL-1d-1时,Longilinea丰度显着下降,相对丰度仅为0.91%,而Syner、Christnsenellaceae和Anaerolinea成为优势属,相对丰度分别为5.5%、15.7%和5.4%,同时反应器内出现了对苯胺具有代谢功能的Acinetobacter、Pseudomonas 和 Paenibacillus;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,WCHBl-02Unclassified、AmbiguoustaxaUnclassified 和 Spirochaetace-aeUnclassified相对丰度分别增加了 24.5%、13.5%和26.8%。（5）在启动过程中产甲烷菌以乙酸营养型产甲烷菌Methanosaeta为主,当加入苯胺进行共代谢后,氢营养型产甲烷菌Methanoliea、Methanospirillum、Met-hanocorpusculum和Methanobacterium丰度显着增加;在苯胺负荷为3.0 gCODL-1d-1时,氢营养型产甲烷菌占产甲烷菌的比例由8.3%增至49.5%;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,氢营养型产甲烷菌占产甲烷菌的比例增加至59.7%。
管静[8]（2020）在《电化学辅助下碳纤维基CC/PVDF导电复合膜对污染物的强化去除及其抗污染机制研究》文中提出膜分离技术具有能量消耗低、出水水质稳定、占地面积小、易于自动控制和工艺运行稳定等优势,在废水处理和纯水制备等领域得到了广泛的运用与发展。然而,膜对污染物截留引起的膜污染,膜的渗透性与选择性之间的权衡以及废弃浓缩物的后续处理难题等限制膜分离技术的进一步应用。膜过滤耦合电化学技术是水处理领域中新兴的研究方向,导电膜可同时实现污染物的尺寸截留和电化学降解。同时,外加电压通过调节污染物和膜间的相互作用力,可有效抑制污染物在膜上的沉积与富集,从而有效地缓解膜污染问题。针对上述问题,本文开展了如下工作:（1）通过高效的两步流延和相转换法在预处理的碳纤维基底上制备了碳纤维基CC/PVDF导电复合膜,分析表征了膜的表观结构和理化性质,结果显示,CC/PVDF膜表面富含球晶状体和海绵状结构,PVDF有机相流延形成稳定疏松多孔的膜结构,随制备过程进行膜表面逐渐趋于均匀光滑,表面接触角由疏水性向亲水性转变,表现出潜在的渗透性、稳定性和抗污染性能。（2）以甲基橙（MO）为小分子模型污染物,探究了电化学辅助下CC/PVDF膜对MO的强化去除及抗膜污染的性能及机理。结果表明,电化学辅助可明显提高MO的去除效率和膜的渗透性能,且施加电压越高效果更为显着。外加+3 V和-3 V作用下,CC/PVDF膜的去除效率是无电压条件下（0V）膜过滤系统去除效率的5.3和5.1倍,而渗透通量是0 V的1.2倍和1.3倍。膜对MO的强化去除和抗膜污染的优异性能得益于静电斥力,电化学降解和电增强润湿性的协同效应,其中,直接电子转移和类Fenton反应生成的HO·是实现MO氧化降解的主要原因。此外,利用高分辨质谱鉴定体系中MO降解的中间产物,提出了 MO的可能降解途径,证明MO降解主要分为断键氧化、开环反应和完全氧化三个阶段,其中断键氧化主要包括脱甲基反应、脱硫反应和羟基化反应。（3）以腐殖酸和大肠杆菌分别作为有机污染物和生物污染物,研究了电化学辅助下CC/PVDF膜的抗膜污染性能及其相互作用机制。结果表明,电化学辅助可明显提高CC/PVDF膜对污染物的去除效率和膜的渗透性能,且外加负电压的效果明显优于正电压。-2 V作用下膜对HA的去除效率和膜渗透通量为80%和82%,分别是0V作用下的2.3和2.0倍。-2 V作用下膜过滤大肠杆菌的渗透通量为75%,为0V作用的1.3倍。当外加电压大于或等于2 V时,膜表面的大肠杆菌发生严重的细胞脱水和干缩现象,表面生物膜实现完全失活,且CC/PVDF膜的抑菌性和抗黏附性均达到100%。此外,采用XDLVO理论计算不同电压下腐殖酸和大肠杆菌与膜表面的界面作用力,结果表明Lewis酸碱（AB）和静电双层（EL）作用力对短程污染物-膜表面的总界面作用力占主要作用,而范德华力（LW）作用力可忽略不计。-2 V作用下静电排斥力得到极大增强,对膜显着提高的抗污染性能起主导作用。
周晓琪[9]（2020）在《金属离子活化过硫酸盐降解苯胺机理研究》文中认为苯胺又称氨基苯,分子式C6H7N,苯胺类物质对生态生物的毒性以及潜在的致癌性,1989年我国将其加入环境优先控制污染物列表中。苯胺在环境中的归宿主要包括水体、土壤等特定的污染场地。以苯胺为原料生产的苯胺黑药作为捕收剂广泛应用在有色金属如铜、铅、锌等硫化矿的浮选,选矿过程中用量巨大,其降解的二次产物便是苯胺。而矿山废水及印染废水中存在多种金属离子,铅锌矿常常伴生有银矿及钴矿,这些矿山废水中存在着大量的Fe2+、Cu2+、Zn2+、Co2+及少量的Ag+。本课题基于矿山废水、印染废水中大量存在有机药剂及多种金属离子,结合过硫酸盐氧化降解有机污染的广泛应用以及苯胺在废水中的大量存在,本研究探究金属离子(Fe2+、Co2+、Ag+)活化过硫酸盐氧化降解苯胺的影响因素及机理,以期探讨金属离子活化过硫酸盐降解矿山废水中有机选冶药剂的可行性,该结论同时可借鉴到对印染废水等的治理中。具体实验采用三种金属离子(Fe2+、Co2+、Ag+)分别活化SPS（过二硫酸钠）、PMS（过硫酸氢钾）并探究金属离子浓度、氧化剂浓度、反应初始pH、温度、光照对苯胺降解效果的影响,筛选出三种金属离子以及不添加金属离子与两种氧化剂组合的8个体系的最佳降解条件,同时检测8体系反应180min后体系的总有机碳（TOC）减少量。探究各金属离子相应阴离子对不同体系降解效果的影响,并对多金属存在情况下苯胺的降解效果进行初探。自由基淬灭实验探究各体系参与反应的自由基并结合GC/MS对降解产物进行鉴定并推测降解途径及机理机制。实验表明,较低的pH抑制了PMS、SPS各体系中苯胺的降解,Co2+促进了PMS体系中苯胺的降解,而Fe2+、Ag+抑制PMS体系中苯胺的降解。三种金属离子均促进了SPS体系中苯胺的降解。PMS/Co、SPS/Ag体系在各体系中表现出最好的降解效果,具有应用于矿山废水有机污染物的治理的潜力,尤其是PMS/Co体系(PMS、Co2+浓度分别为5、0.25mM)可在60min内几乎完全降解初始浓度为102ppm的苯胺溶液。阴离子实验证明Cl-对PMS/Co体系有促进作用。自由基淬灭实验证明OH与SO4-在苯胺降解中共同作用并且多数体系中SO 4-起主导作用。分析已有报道中苯胺降解途径及本研究中的实验结果推测苯胺通过各种方式产生对苯醌,继而分解为马来酸、草酸、甲酸等小分子羧酸,小分子羧酸最终矿化为二氧化碳和水。本课题印证了金属离子活化过硫酸盐降解矿山及印染废水的可行性。但鉴于实际矿山废水中有机药剂及金属离子种类多样性、复杂性,相关研究仍有很多工作有待进行。
唐建伟[10]（2019）在《光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究》文中指出3,4-二甲基苯胺（3,4-dimethylaniline,3,4-DMA）废水具有高盐、难降解和致癌、致畸、致突变特性,对人体和环境造成重大危害。本文基于光催化和电催化等高级氧化技术,开发了光电耦合催化氧化新工艺,即以悬浮态的纳米二氧化钛（Ti O2）光催化剂和紫外光作为光催化子系统,以钛基二氧化铱阳极（Ti/Ir O2）和石墨阴极作为电催化子系统,两个子系统在同一个混沌体系中进行催化氧化反应,从而为处理高氯3,4-DMA废水提供了一种高效处理方法。在研究该工艺影响因素和反应动力学的基础上,本文探讨了3,4-DMA的氧化机理、降解机理和光电耦合催化氧化协同机理,对于深入研究光电耦合催化氧化法、光催化和电催化具有一定的理论意义和工程应用价值。（1）基于单因素实验研究了电流密度、光照强度、光催化剂投加量、氯化钠浓度、初始p H值、3,4-DMA初始浓度等7个参数对光电耦合催化氧化系统降解3,4-DMA的影响规律。采用响应面分析法和反应动力学数学模型,对其中四个参数的交互作用、最佳条件等进行了研究。结果发现:3,4-DMA在光电耦合催化氧化系统的降解遵守准一级动力学规律。各因素对系统影响的大小排序为:电流密度>初始p H>氯化钠浓度>光照强度。其中,电流密度与氯化钠浓度、初始p H与光照强度之间存在交互作用。最佳工艺条件为:电流密度为3.46 m A/cm2,初始p H为3.3,氯化钠浓度为5733 mg/L,光照强度为10.6 W。（2）基于分子探针检测和不同抑制剂条件下的动力学规律研究,对高氯离子条件下光电耦合催化氧化系统中的羟基自由基、光生空穴、电子还原半反应、过氧化物、氯类活性氧化物质等各类活性氧化物质的含量、贡献度等进行了分析研究。结果发现:在二氧化钛、钛基二氧化铱催化剂共同作用下,光电耦合催化氧化系统中氯类活性氧化物和羟基自由基贡献度分别为88.24%和6.19%,而空穴氧化和过氧化铱直接氧化贡献度可以忽略不计。其中,光电耦合催化氧化系统中羟基自由基主要来源于光催化子系统,羟基自由基的产生遵守零级动力学规律,氯类活性氧化物质主要是自由氯和二氧化氯。（3）基于GC-MS和UV-Vis检测,结合3,4-DMA降解率变化和TOC分析,深入研究羟基自由基和氯类活性氧化物质对3,4-DMA降解的作用机理,分析3,4-DMA的降解中间产物和降解路径。结果发现,3,4-DMA降解中间产物主要是邻二甲苯、苯甲醛、甲苯、烷烃类物质和联苯类物质。在光电耦合催化氧化系统中3,4-DMA降解初期主要是通过氯类活性物质对侧链进行快速氧化,转化为易分解的苯甲醛等苯环类物质,后期主要是通过羟基自由基进行开环、矿化。GC-MS检测未发现反应产物中有氯代物,推测是羟基自由基和二氧化氯抑制了氯代物的生成。（4）设计了光催化、电催化、光电耦合催化、光助电催化、电助光催化等系列实验,基于动力学分析,结合光化学原理和量子力学理论对光电耦合催化氧化系统的协同效应进行了定量的分析研究。结果发现,光电耦合催化氧化系统中光催化子系统和电催化子系统存在明显的协同效应。协同效应产生的机理是:（1）电催化子系统的析氧副反应为光催化系统提供了电子受体,且静电场抑制了光生电子-空穴对的复合,促进系统产生更多的羟基自由基。（2）光催化子系统的紫外光激发了3,4-DMA分子及其降解中间产物,提升了活性氧化物质的利用率。（5）以某制药厂二沉池出水为原水,对光电耦合催化氧化处理3,4-DMA废水的效果进行研究。结果表明,光电耦合催化氧化反应10min后3,4-DMA浓度达到了《污水综合排放标准》GB 8978-1996中二级排放标准。估算光电耦合催化氧化工艺的运行成本为4.25元/吨。综合分析该方法降解速率快、处理效果好、经济效益明显,是一种实用性强的工业废水深度处理技术。
二、超声波协同电化学氧化降解苯胺的研究（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、超声波协同电化学氧化降解苯胺的研究（论文提纲范文）
（1）功能化石墨烯复合材料的制备及其电化学性能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 超级电容器 |
| 1.1.1 超级电容器的特点 |
| 1.1.2 超级电容器的储能机理 |
| 1.1.3 超级电容器的电极材料 |
| 1.1.4 超级电容器的国内外发展状况 |
| 1.2 石墨烯概述 |
| 1.2.1 石墨烯简介及制备方法 |
| 1.2.2 功能化石墨烯 |
| 1.2.3 功能化石墨烯在超级电容器中的应用 |
| 1.3 石墨烯/聚苯胺复合材料的研究进展 |
| 1.3.1 聚苯胺的结构及导电机理 |
| 1.3.2 聚苯胺的合成方法 |
| 1.3.3 石墨烯/聚苯胺复合材料在超级电容器中的应用 |
| 1.4 选题意义及本课题研究内容 |
| 1.4.1 选题意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 第二章 实验材料及研究方法 |
| 2.1 实验原料及仪器 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料形貌与结构表征 |
| 2.3 电化学性能测试 |
| 2.3.1 工作电极的制备 |
| 2.3.2 电化学性能测试 |
| 第三章 绿色高效法制备石墨烯/白藜芦醇/聚苯胺复合材料 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验样品的制备过程 |
| 3.2.1 氧化石墨烯的还原 |
| 3.2.2 还原氧化石墨烯/聚苯胺复合材料的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 白藜芦醇的还原效果 |
| 3.3.2 PANI/rGO复合材料的形貌和电化学性能 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 原位聚合制备还原氧化石墨烯/聚苯胺复合材料 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验样品的制备过程 |
| 4.2.1 还原氧化石墨烯的制备 |
| 4.2.2 采用曼尼希反应制备氨基修饰的还原氧化石墨烯 |
| 4.2.3 原位插层聚合法制备还原氧化石墨烯/聚苯胺复合材料 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 石墨烯/聚苯胺复合材料的化学组成与结构表征 |
| 4.3.2 原位插层聚合法制备的的复合材料微观形态表征 |
| 4.3.3 原位插层聚合法制备的还原氧化烯/聚苯胺的电化学性能表征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 对苯二胺对聚苯胺结构与电化学性能的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验样品的制备过程 |
| 5.2.1 还原氧化石墨烯的制备 |
| 5.2.2 原位接枝聚合法制备石墨烯/聚苯胺复合材料 |
| 5.2.3 石墨烯/聚苯胺纳米纤维形状的调控 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同对苯二胺比例下复合材料的形貌分析 |
| 5.3.2 不同对苯二胺比例下复合材料的化学组成分析 |
| 5.3.3 不同对苯二胺用量对石墨烯/聚苯胺电化学性能的影响 |
| 5.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（2）磁性纳米MnFe2O4/CNT活化过硫酸盐催化降解四环素的效用及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 高级氧化技术在水处理中的研究现状和未来发展趋势 |
| 1.3 选题依据及研究的主要内容 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 储备液的配置及TC标准曲线 |
| 2.3 催化剂的制备 |
| 2.4 不同体系降解TC实验方法 |
| 2.5 表征分析方法 |
| 第三章 MnFe_2O_4/CNT活化过硫酸盐氧化降解四环素的效用及机理探究 |
| 3.1 催化剂的筛选 |
| 3.2 催化活性评价 |
| 3.3 催化剂的物理表征 |
| 3.4 催化氧化降解TC影响因素的探究 |
| 3.5 重复利用性能 |
| 3.6 体系反应机理探究 |
| 3.7 反应矿化度分析及降解途径分析 |
| 小结 |
| 第四章 电-MnFe_2O_4/CNT协同强化过硫酸盐氧化降解四环素的效用及机理探究 |
| 4.1 不同催化剂降解TC的比较 |
| 4.2 20wt.%MnFe_2O_4/CNT催化剂的常规表征 |
| 4.3 不同体系下TC的去除效果 |
| 4.4 影响TC降解的因素探究 |
| 4.5 水体背景的影响 |
| 4.6 体系反应机理探究 |
| 4.7 四环素降解途径分析 |
| 小结 |
| 第五章 结论、建议与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 5.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 个人简历在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 苯胺废水的性质及危害 |
| 1.1.2 苯胺废水处理技术的研究现状 |
| 1.2 以臭氧为基础的氧化处理技术概述 |
| 1.2.1 臭氧氧化技术 |
| 1.2.2 臭氧/紫外氧化技术 |
| 1.2.3 臭氧催化氧化技术 |
| 1.2.4 光催化臭氧氧化技术 |
| 1.3 金属氧化物催化剂 |
| 1.4 碳量子点 |
| 1.4.1 碳量子点的结构与性质 |
| 1.4.2 碳量子点的制备方法 |
| 1.4.3 CQDs/TiO_2复合结构及应用 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 CQDs/TiO_2复合光催化剂的制备与性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 表征方法 |
| 2.3 材料制备 |
| 2.3.1 CQDs的制备 |
| 2.3.2 CQDs/TiO_2复合催化剂的制备 |
| 2.4 表征分析 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜及能谱分析(SEM) |
| 2.4.2 透射电子显微镜及能谱分析(TEM) |
| 2.4.3 X射线粉末衍射分析(XRD) |
| 2.4.4 傅里叶变换红外光谱分析(FT-IR) |
| 2.4.5 X射线电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.6 电化学分析 |
| 2.4.7 CQDs/TiO_2光催化性能 |
| 2.5 CQDs/TiO_2稳定性 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 实验流程与方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 不同高级氧化工艺降解苯胺废水的对比实验 |
| 3.3.2 苯胺初始浓度对光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺效果的影响 |
| 3.3.3 pH值对光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺效果的影响 |
| 3.3.4 臭氧进气浓度对光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺效果的影响 |
| 3.3.5 催化剂投加量对光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺的路径分析及机理探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺路径分析 |
| 4.3.1 GC-MS分析降解中间产物 |
| 4.3.2 苯胺的降解路径分析 |
| 4.4 光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺机理探究 |
| 4.4.1 ESR检测活性自由基强度 |
| 4.4.2 荧光探针检测H_2O_2生成量 |
| 4.4.3 光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（4）典型含氮化合物非均相转化过程的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 典型含氮化合物的概述 |
| 1.1.1 氮氧化物的来源以及危害 |
| 1.1.2 苯胺的来源以及危害 |
| 1.2 含氮化合物的研究现状 |
| 1.2.1 氮氧化物脱硝技术的研究现状 |
| 1.2.2 苯胺降解技术的研究现状 |
| 1.3 二氧化钛(TiO_2)的概述 |
| 1.3.1 二氧化钛的应用及光催化机理 |
| 1.3.2 二氧化钛材料改性的常用方法 |
| 1.4 含氮化合物基于TiO_2非均相转化的研究现状 |
| 1.5 论文的研究思路及意义 |
| 第二章 计算方法的理论基础 |
| 2.1 量子力学的发展及基本理论 |
| 2.2 第一性原理 |
| 2.3 密度泛函理论 |
| 2.3.1 Thomas-Fermi模型 |
| 2.3.2 Hohenberg-Kohn定理 |
| 2.3.3 Hohenberg-Kohn定理 |
| 第三章 NO_2均相氧化SO_2的反应机理研究及影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 计算方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nH_2O(n=0、1、2、3)对N_2O_4和SO_2反应的影响及比较 |
| 3.3.2 NH_3对N_2O_4和SO_2的影响 |
| 3.3.3 nH_2O-mNH_3(n=1、2;m=1、2)对N_2O_4和SO_2反应的影响及比较 |
| 3.4. 本章小结 |
| 第四章 NO_2和SO_2在TiO_2表面上非均相反应的理论研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 计算模型和计算方法 |
| 4.2.1 界面模型 |
| 4.2.2 计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 NO_2的吸附和二聚反应 |
| 4.3.2 SO_2和asy-ONONO_2共吸附 |
| 4.3.3 纯TiO_2表面对N_2O_4氧化SO_2的影响 |
| 4.3.4 nH_2O(n=1、2)和NH_3在TiO_2表面对N_2O_4和SO_2反应的影响及比较 |
| 4.3.5 改性SO_4~(2-)-TiO_2(101)对氧化速控步的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 NO在TiO_2表面上氧化的理论研究及影响因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 计算模型与计算方法 |
| 5.2.1 界面模型 |
| 5.2.2 计算方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 NO在TiO_2 (101)和(001)表面的吸附 |
| 5.3.2 NO-O_2-H_2O在(001)表面上的催化氧化反应 |
| 5.3.3 NO-O_2-H_2O在(101)表面上的催化氧化反应 |
| 5.3.4 NO在不同的表面上催化氧化的分析和比较 |
| 5.3.5 高浓度NO对N_2O_4、HONO中间体生成的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 苯胺在MgO/TiO_2复合催化剂上降解的理论研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 计算模型和计算方法 |
| 6.2.1 表面模型的构建 |
| 6.2.2 计算方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 改性(MgO)n/TiO_2(101)的结构 |
| 6.3.2 苯胺在MgO/TiO_2上的吸附结构 |
| 6.3.3 表面氧或O_2~(-·)引发苯胺初始反应的机理 |
| 6.3.4 IM1和IM8在MgO/TiO_2(101)上后续氧化机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结、创新与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 博士期间科研成果和所获荣誉 |
| 学位论文评阅及答辩情况报 |
（5）铜基催化剂活化过硫酸盐资源化苯胺废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 苯胺废水的处理现状 |
| 1.1.1 苯胺废水的来源及危害 |
| 1.1.2 含苯胺废水的处理方法 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 Fenton氧化法 |
| 1.2.2 臭氧氧化法 |
| 1.2.3 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3 铜基催化剂 |
| 1.3.1 氧化铜 |
| 1.3.2 铜单原子 |
| 1.4 聚苯胺 |
| 1.4.1 聚苯胺的合成 |
| 1.4.2 聚苯胺的应用 |
| 1.5 选题依据 |
| 第二章 CuO活化过硫酸盐去除废水中苯胺的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂和设备 |
| 2.3 实验过程及表征分析方法 |
| 2.3.1 CuO的制备 |
| 2.3.2 CuO活化PS去除苯胺实验 |
| 2.3.3 溶液的表征分析方法 |
| 2.3.4 CuO及其固体产物的表征分析方法 |
| 2.4 实验结果及讨论 |
| 2.4.1 CuO表征分析 |
| 2.4.2 CuO活化PS去除苯胺的动力学研究 |
| 2.4.3 苯胺去除对照实验 |
| 2.4.4 pH对 CuO活化PS去除苯胺的影响 |
| 2.4.5 催化剂重复使用实验 |
| 2.4.6 苯胺的去除量与PS消耗量的关系 |
| 2.4.7 掩蔽实验 |
| 2.4.8 EPR分析 |
| 2.5 可溶性和不溶性产物的分析表征 |
| 2.5.1 可溶性产物的UV全扫分析 |
| 2.5.2 可溶性产物GC-MS分析 |
| 2.5.3 不溶性产物的SEM,XPS和 FTIR表征分析 |
| 2.5.4 不溶性产物的~1H NMR表征分析 |
| 2.5.5 不溶性产物的MALDI-TOF-MS表征分析 |
| 2.6 苯胺氧化过程的机理及反应路径分析 |
| 2.7 不溶性产物的热稳定性和电化学性能 |
| 2.7.1 不溶性产物的热稳定性 |
| 2.7.2 不溶性产物的电化学性能 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 Cu-N-C活化过硫酸盐去除废水中苯胺的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂和设备 |
| 3.3 实验过程及表征分析方法 |
| 3.3.1 Cu-N-C的制备 |
| 3.3.2 Cu-N-C活化PS去除苯胺实验 |
| 3.3.3 溶液的表征分析方法 |
| 3.3.4 Cu-N-C的表征分析方法 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 Cu-N-C的表征分析 |
| 3.4.2 Cu-N-C活化PS去除苯胺的动力学研究 |
| 3.4.3 苯胺去除对照实验 |
| 3.4.4 前驱体与双氰胺的配比对去除苯胺实验的影响 |
| 3.4.5 pH对 Cu-N-C活化PS去除苯胺实验的影响 |
| 3.4.6 Cu-N-C用量对去除苯胺实验的影响 |
| 3.5 Cu-N-C活化PS去除苯胺的反应机理分析 |
| 3.5.1 反应过程中的自由基分析 |
| 3.5.2 可溶性产物的UV全扫和GC-MS分析 |
| 3.5.3 不溶性固体产物的FTIR表征分析 |
| 3.5.4 反应前后Cu-N-C的 XPS表征分析 |
| 3.5.5 Cu-N-C活化PS去除苯胺的机理分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 在学期间取得的科研成果和科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）超声协同N-ZnO/DE光催化降解亚甲基蓝研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 染料废水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 物理和物理化学处理法 |
| 1.2.2 化学处理法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 光催化技术降解染料废水研究进展 |
| 1.3.1 光催化背景 |
| 1.3.2 光催化机理 |
| 1.3.3 ZnO性质及结构 |
| 1.3.4 ZnO光催化剂改性研究 |
| 1.4 硅藻土在水处理中的应用 |
| 1.5 超声场在水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究内容 |
| 1.6.1 研究对象 |
| 1.6.2 研究主要内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.6.4 创新点 |
| 第二章 N-ZnO/DE催化剂的制备及表征 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品与试剂 |
| 2.1.2 实验设备与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 硅藻土的提纯方法 |
| 2.2.2 负载型催化剂的制备方法 |
| 2.3 负载型催化剂表征 |
| 2.3.1 表征方法 |
| 2.3.2 结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 N-ZnO/DE光催化剂性能研究 |
| 3.1 ZnO不同掺N量催化效果对比 |
| 3.1.1 实验方法 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.2 N-ZnO/DE催化剂稳定性实验 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 光催化降解影响因素实验 |
| 3.3.1 实验方法 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 N-ZnO/DE光催化剂应用研究 |
| 4.1 Plackett-Burman筛选试验设计与分析 |
| 4.1.1 Plackett-Burman筛选试验 |
| 4.1.2 试验结果 |
| 4.1.3 试验结果分析 |
| 4.2 优化试验设计与分析 |
| 4.2.1 Box-Behnken Design试验设计 |
| 4.2.2 优化过程与分析 |
| 4.2.3 验证实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 光催化降解亚甲基蓝机理浅析 |
| 5.1 N-ZnO/DE催化剂动力学研究 |
| 5.1.1 实验方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.2 催化机理浅析 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（7）UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1. 课题研究背景 |
| 2. 国内外研究进展 |
| 2.1 物理法 |
| 2.2 化学法 |
| 2.3 生物法 |
| 2.4 苯胺废水处理现阶段存在的主要问题 |
| 3. 课题研究内容及研究意义 |
| 3.1 课题研究目的与意义 |
| 3.2 主要研究内容与技术路线 |
| 第二章 中温条件下UASB反应器的启动 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验污泥及用水 |
| 2.3 实验材料及仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 UASB厌氧反应器启动阶段出水COD的变化 |
| 3.2 UASB厌氧反应器启动阶段出水氨氮变化规律 |
| 3.3 UASB厌氧反应器启动阶段出水TS和VS分析 |
| 3.4 UASB厌氧反应器启动阶段进出水pH和ORP变化 |
| 3.5 UASB厌氧反应器启动阶段出水DOM分析 |
| 3.6 UASB厌氧反应器启动阶段污泥粒度及SMA分析 |
| 4. 本章小结 |
| 第三章 UASB厌氧反应器共代谢处理苯胺废水的研究 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验污泥及用水 |
| 2.3 实验材料及仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 UASB厌氧反应器共代谢阶段中出水COD变化 |
| 3.2 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水苯胺及氨氮变化 |
| 3.3 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水TS和VS变化 |
| 3.4 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水pH、ORP和碱度变化 |
| 3.5 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水DOM分析 |
| 3.6 UASB厌氧反应器共代谢阶段污泥粒度及SMA分析 |
| 3.7 UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺可能存在机理 |
| 4. 本章小结 |
| 第四章 厌氧污泥微生物群落演替分析 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 细菌 |
| 3.2 古菌 |
| 4. 本章小结 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 1. 主要结论 |
| 2. 论文的创新点 |
| 3. 论文的不足及研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间的科研情况 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（8）电化学辅助下碳纤维基CC/PVDF导电复合膜对污染物的强化去除及其抗污染机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 膜分离技术的发展与应用 |
| 1.2.1 膜分离技术的概述 |
| 1.2.2 膜分离技术的应用 |
| 1.3 电化学在水处理中的应用 |
| 1.3.1 电增强吸附和脱附 |
| 1.3.2 电化学氧化降解 |
| 1.3.3 电增强润湿性能 |
| 1.4 电化学耦合膜分离技术简介 |
| 1.4.1 电化学耦合膜过滤技术的研究进展 |
| 1.4.2 电化学耦合膜过滤技术的发展瓶颈 |
| 1.5 选题依据、研究目的及内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的与内容 |
| 1.5.3 研究的创新点 |
| 第二章 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜的制备、表征及性能解析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2.2 实验设备与仪器 |
| 2.2.3 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜的制备 |
| 2.2.4 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜结构的表征 |
| 2.2.5 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜理化性能的解析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜的形貌结构分析 |
| 2.3.2 碳纤维基CC/PVDF导电复合膜的理化性质分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 电化学辅助下CC/PVDF膜对有机污染物的强化去除及其机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料与试剂 |
| 3.2.2 实验设备与仪器 |
| 3.2.3 电化学CC/PVDF膜过滤测试体系 |
| 3.2.4 性能分析与机理解析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 电化学辅助下CC/PVDF膜过滤甲基橙及其抗污染性能分析 |
| 3.3.2 电化学辅助下CC/PVDF膜的稳定及再生性能分析 |
| 3.3.3 电化学强化膜对甲基橙的去除及其抗膜污染性能的机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 电化学辅助下CC/PVDF膜的抗膜污染性能及相互作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与试剂 |
| 4.2.2 实验设备与仪器 |
| 4.2.3 大肠杆菌培养及处理方法 |
| 4.2.4 电化学CC/PVDF膜的抗污染测试 |
| 4.2.5 电化学灭活与大肠杆菌活力测定 |
| 4.2.6 电化学CC/PVDF膜的抑菌和抗黏附测试 |
| 4.2.7 XDLVO理论对膜抗污染行为的解析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 电化学辅助下CC/PVDF膜的抗有机污染性能分析 |
| 4.3.2 电化学辅助下CC/PVDF膜的抗生物污染性能分析 |
| 4.3.3 电化学辅助下CC/PVDF膜的抑菌和抗黏附性能的比较分析 |
| 4.3.4 XDLVO理论解析电化学辅助下CC/PVDF膜的抗膜污染机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 论文总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间的科研情况及奖励 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（9）金属离子活化过硫酸盐降解苯胺机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 苯胺简介及污染现状 |
| 1.2 高级氧化工艺介绍 |
| 1.3 苯胺降解研究现状 |
| 1.3.1 活化过硫酸盐降解苯胺 |
| 1.3.2 臭氧氧化降解苯胺 |
| 1.3.3 电化学氧化 |
| 1.3.4 芬顿法降解苯胺 |
| 1.3.5 光催化降解 |
| 1.3.6 其他氧化降解方法 |
| 1.3.7 土壤及特定污染场地中苯胺的化学氧化降解 |
| 1.4 本研究的主要内容 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究意义及创新点 |
| 第二章 苯胺定量及其他参数分析方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 化学试剂及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 苯胺定量分析方法讨论 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 各因素对Fe~(2+)/Co~(2+)/Ag~+活化过硫酸盐降解苯胺影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Fe~(2+)/Co~(2+)/Ag~+活化过硫酸氢钾降解苯胺 |
| 3.2.1 反应初始pH的影响 |
| 3.2.2 金属离子浓度的影响 |
| 3.2.3 氧化剂浓度的影响 |
| 3.3 Fe~(2+)/Co~(2+)/Ag~+活化过二硫酸钠降解苯胺 |
| 3.3.1 反应初始pH的影响 |
| 3.3.2 金属离子浓度的影响 |
| 3.3.3 氧化剂浓度的影响 |
| 3.4 多种金属离子对苯胺降解效果的影响 |
| 3.5 各阴离子对苯胺降解效果的影响 |
| 3.5.1 各阴离子对PMS体系的影响 |
| 3.5.2 各阴离子对SPS各体系的影响 |
| 3.6 与其他工艺降解效果、能耗比较 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 光照及温度对各体系矿化率的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同体系矿化率探究 |
| 4.2.1 矿化率检测实验方法 |
| 4.2.2 矿化率检测分析方法 |
| 4.2.3 不同体系及实验条件下的矿化率比较 |
| 4.2.4 温度对各体系矿化率的影响 |
| 4.2.5 太阳光对体系矿化效果的影响 |
| 4.2.6 紫外光对各体系矿化效果的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 自由基探究及降解途径与机理分析 |
| 5.1 自由基探究 |
| 5.2 降解途径及机理分析 |
| 5.2.1 铜镍二元氧硫化物活化过二硫酸盐快速降解苯胺 |
| 5.2.2 稻草生物炭活化过硫酸盐降解苯胺 |
| 5.2.3 制备层状Co_3O_4/N/C活化过氧单硫酸盐催化降解苯胺 |
| 5.2.4 瀑布式反应器中基于羟基/硫酸根自由基技术对苯胺进行矿化 |
| 5.2.5 降解途径分析及推测 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 3,4-二甲基苯胺类废水的来源及特点 |
| 1.1.2 3,4-二甲基苯胺废水的排放标准及现状 |
| 1.2 3,4-二甲基苯胺废水处理研究进展 |
| 1.2.1 传统工艺研究进展 |
| 1.2.2 高级氧化法研究进展 |
| 1.3 光、电催化氧化降解水中有机物的研究进展 |
| 1.3.1 电催化氧化研究进展 |
| 1.3.2 光催化氧化研究进展 |
| 1.3.3 光电催化氧化研究进展 |
| 1.4 主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 电极与催化剂 |
| 2.2.1 钛基二氧化铱阳极 |
| 2.2.2 石墨板阴极 |
| 2.2.3 二氧化钛光催化剂 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 实验流程 |
| 2.5 实验检测方法 |
| 2.5.1 3,4-二甲基苯胺浓度的定量检测 |
| 2.5.2 羟基自由基浓度的定量测定 |
| 2.5.3 三聚氰胺浓度的测定 |
| 2.5.4 氯类物质的定量测定 |
| 2.5.5 降解中间产物的测定 |
| 2.6 实验分析方法 |
| 第三章 光电耦合催化氧化系统的影响因素及反应动力学研究 |
| 3.1 电催化子系统操作工艺参数 |
| 3.1.1 电流密度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.1.2 曝气强度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.2 光催化子系统操作工艺参数 |
| 3.2.1 光照强度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.2.2 光催化剂投加量对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3 物料子系统初始条件参数 |
| 3.3.1 初始氯化钠浓度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3.2 初始p H值对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3.3 3,4-二甲基苯胺初始浓度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.4 响应面法分析 |
| 3.4.1 响应面分析试验设计与结果 |
| 3.4.2 数学建模及显着性检验 |
| 3.4.3 响应面模型的因子图分析 |
| 3.4.4 响应面等值线图法优化降解反应参数 |
| 3.5 反应动力学研究 |
| 3.5.1 3,4-二甲基苯胺降解反应动力学模型的推导 |
| 3.5.2 初始p H值对反应动力学的影响 |
| 3.5.3 氯化钠浓度对反应动力学的影响 |
| 3.5.4 电流密度对反应动力学的影响 |
| 3.5.5 光照强度对反应动力学的影响 |
| 3.5.6 3,4-二甲基苯胺降解反应动力学模型的建立与验证 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 光电耦合催化氧化系统的氧化机理研究 |
| 4.1 羟基自由基 |
| 4.1.1 二甲基亚砜作为分子探针检测羟基自由基 |
| 4.1.2 不同系统中羟基自由基的产生规律 |
| 4.1.3 不同影响因素下羟基自由基的产生规律 |
| 4.2 光生空穴 |
| 4.2.1 光生空穴氧化的争议 |
| 4.2.2 光催化系统中光生空穴氧化机理探究 |
| 4.2.3 光电耦合催化氧化系统中光生空穴的氧化机理探究 |
| 4.3 电子还原半反应 |
| 4.4 阳极氧化与氯类活性物质氧化 |
| 4.4.1 阳极氧化机理研究 |
| 4.4.2 氯离子浓度在光电耦合催化氧化系统中的变化规律 |
| 4.4.3 自由氯浓度模型的建立与分析 |
| 4.4.4 氯类自由基的作用机理 |
| 4.4.5 二氧化氯的发现和产生机理分析 |
| 4.4.6 其它氧化性氯 |
| 4.5 光电耦合催化氧化机理模型的建立 |
| 4.5.1 光电耦合催化氧化机理的划分 |
| 4.5.2 氧化物质贡献度的确定和分析 |
| 4.5.3 光电耦合催化氧化降解机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 3,4-二甲基苯胺降解机理研究 |
| 5.1 3,4-二甲基苯胺光电耦合催化氧化降解路径推断 |
| 5.1.1 3,4-二甲基苯胺第一类降解路径的推断分析 |
| 5.1.2 3,4-二甲基苯胺第二类反应路径的推断分析 |
| 5.1.3 3,4-二甲基苯胺总降解路径推测 |
| 5.2 氮元素在降解过程中的转移路径推测 |
| 5.3 氯元素在降解过程中的转移路径推测 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 光电耦合催化氧化协同效应的机理研究 |
| 6.1 光电耦合催化氧化协同效应指标及现象分析 |
| 6.1.1 协同效应指标研究 |
| 6.1.2 光电耦合催化氧化协同现象分析 |
| 6.2 光电耦合催化氧化协同度变化规律研究 |
| 6.2.1 电流密度对协同度的影响 |
| 6.2.2 光照强度对协同度的影响 |
| 6.2.3 氯化钠浓度对协同度的影响 |
| 6.3 光电耦合催化氧化协同机理分析 |
| 6.3.1 析氧反应的协同作用分析与讨论 |
| 6.3.2 光量子的激发作用分析与讨论 |
| 6.3.3 电场的增效作用分析与讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 光电耦合催化氧化工艺在某制药厂废水深度处理中的应用研究 |
| 7.1 湖北某制药厂废水现有处理工艺 |
| 7.1.1 原水基本情况 |
| 7.1.2 现有处理工艺 |
| 7.1.3 处理结果 |
| 7.2 光电耦合催化氧化处理效果分析 |
| 7.2.1 实际废水与模拟废水的处理 |
| 7.2.2 光电耦合催化氧化3,4-二甲基苯胺废水的效益分析 |
| 7.2.3 3,4-二甲基苯胺废水处理工艺的对比分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的学术论文 |
四、超声波协同电化学氧化降解苯胺的研究（论文参考文献）
- [1]功能化石墨烯复合材料的制备及其电化学性能的研究[D]. 王兆坤. 青岛科技大学, 2021(01)
- [2]磁性纳米MnFe2O4/CNT活化过硫酸盐催化降解四环素的效用及机理研究[D]. 肖火青. 华东交通大学, 2021(02)
- [3]光催化臭氧氧化耦合工艺降解苯胺的研究[D]. 朱彤. 青岛理工大学, 2021(02)
- [4]典型含氮化合物非均相转化过程的机理研究[D]. 王泽华. 山东大学, 2021(11)
- [5]铜基催化剂活化过硫酸盐资源化苯胺废水的研究[D]. 柏畅. 天津理工大学, 2021(01)
- [6]超声协同N-ZnO/DE光催化降解亚甲基蓝研究[D]. 曾文伟. 重庆交通大学, 2020(01)
- [7]UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究[D]. 郭红利. 山东大学, 2020(10)
- [8]电化学辅助下碳纤维基CC/PVDF导电复合膜对污染物的强化去除及其抗污染机制研究[D]. 管静. 山东大学, 2020(11)
- [9]金属离子活化过硫酸盐降解苯胺机理研究[D]. 周晓琪. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [10]光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究[D]. 唐建伟. 武汉理工大学, 2019(01)