一、TOC测定MEA溶液中CO_2含量的方法研究（论文文献综述）
尹龙天[1]（2021）在《基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气中CO2脱除性能与模拟研究》文中提出目前我国沼气项目日渐增多,但由于所产沼气的CO2含量较高,因此热值较低,导致沼气只能用于照明、炊事等领域。如果能将沼气的CH4含量提高到97%以上,沼气就可以用作车用燃气或并入天然气管网,实现更高品位的利用,因此对沼气进行脱碳是十分必要的。以乙醇胺（MEA）为吸收剂的化学吸收脱碳技术以其脱碳程度高、反应速率快、CH4无损失、常压操作等优点获得了广泛的研究与应用。但MEA化学吸收技术的吸收部分广泛应用的传统传质设备如填料塔、板式塔等有传质效率较低、占地空间大、投资大等缺点;现行的吸收剂再生技术有工艺复杂,吸收剂高温降解,再生程度较低,再生能耗高等缺陷。针对这些缺点,本研究对MEA化学吸收技术采取以下优化方法:引入MEA-乙醇吸收剂;引入旋转床作为吸收传质设备;引入批式再生的工艺进行吸收剂的再生。根据上述优化方法,主要做了以下研究工作:（1）对MEA-乙醇-水吸收剂进行了CO2吸收能力和再生能力的小试试验研究。组装吸收、再生试验装置,研究了不同温度、不同配比的MEA-乙醇-水吸收剂的CO2吸收及再生性能。研究发现,MEA-乙醇吸收剂具有良好的CO2吸收与再生性能。各吸收剂的吸收性能在20～45℃的温度范围内基本没有变化;相比于MEA-水吸收剂,MEA-乙醇吸收剂的吸收能力有所降低,吸收速率有所升高;随着MEA浓度的升高,MEA-乙醇吸收剂对CO2的吸收能力和吸收速率都会升高;吸收剂的再生性能会随着温度和MEA浓度的升高而明显增强,在其沸腾温度下达到最佳;相比于MEA-水吸收剂,MEA-乙醇吸收剂的再生程度提高近6个百分点,再生温度下降20℃,最小单位再生能耗下降80.26%。（2）开展了基于MEA-乙醇吸收的旋转床结合批式再生工艺用于模拟沼气脱碳的中试试验研究。以N2和CO2的混合气体代替真实沼气,研究了旋转床中不同进气量、进气CO2含量、进液量、进液MEA含量、旋转床转子转速下MEA-乙醇吸收剂的脱碳性能;分别利用加热器和旋转床作为再生反应器研究了吸收剂的再生性能。研究发现,基于MEA-乙醇吸收的旋转床结合加热器批式再生用于沼气脱碳具有良好的吸收与再生性能。脱碳效果随着进气量、进气CO2含量的升高变差,随着进液量、进液MEA含量的升高变好,随着旋转床转速的升高先是变化不大（600 r/min以下）、然后明显提高（600～1000 r/min）、最终趋于稳定（1000 r/min以上）,最佳转速为1000 r/min,该转速下,进入旋转床的总MEA量/总CO2量>2.5（摩尔量之比）可达到最佳脱碳效果（产品气CO2含量接近0）;加热器再生的最低再生液CO2负荷比旋转床低57.14%,而且达到最低负荷的用时仅为旋转床再生的13.33%;加热器再生的单位再生能耗最低值为3.17 MJ/kg CO2,此时MEA浓度为4.92 mol/L,再生液CO2负荷为0.16 mol/L。（3）建立了基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的传质过程数学模型。模型的建立考虑了传质过程中气液相流量、温度的变化对传质过程的影响,以改进的气液平衡常数代替了增强因子来描述传质过程中发生的化学反应,分别以双膜理论和表面更新理论为基础确定了模型参数,引入双曲正切函数对基于双膜理论的传质模型进行了优化。将脱碳效果的模型预测值与试验值进行对比,发现两种传质模型最大误差均在±15%以内,表面更新传质模型预测效果（平均误差5.82%）优于双膜理论传质模型（平均误差7.89%）。（4）开展了基于MEA-乙醇吸收的旋转床结合加热器批式再生的工艺用于真实沼气脱碳的试验及模拟研究。使用CH4和CO2配制真实沼气,进行了多次吸收-再生循环的试验研究;利用Aspen Plus软件对该工艺进行了过程模拟研究。研究发现,在最佳操作参数下,经过五次吸收-再生循环,脱碳效果可以保持在产品气CO2含量接近0,再生液CO2负荷在0.15～0.17 mol/mol之间;Aspen Plus仿真模拟结果显示,确保产品气CO2含量低于3%的情况下,整个工艺流程的最低单位电耗为3.42 MJ/kg CO2;随着再生程度的加深,吸收剂循环量逐渐减少,泵和旋转床的电耗明显下降,再生电耗明显上升,在电耗构成当中,再生电耗占总电耗的比例为0.9～0.923,泵电耗占比为0.0009～0.012,旋转床电耗占比为0.076～0.086。（5）进行了基于MEA-乙醇吸收的旋转床结合加热器批式再生用于沼气脱碳的工业化应用评估。根据中试试验、传质模型和仿真模拟的研究结果设计了该工艺用于日产20000 Nm3大型沼气项目沼气脱碳环节的工艺流程及设备参数,与高压水洗沼气脱碳技术就运行成本进行了对比分析。研究发现,本工艺的工业化应用潜力与电价和沼气生产成本相关,电价越高、沼气生产成本越低,本工艺的工业化应用价值越高。
田相峰[2]（2021）在《焦炉煤气脱硫过程的催化水解和吸收特性研究》文中研究指明焦炉煤气中无机硫化物和有机硫化物的高效脱除,对提高煤气品质、降低设备腐蚀、减少环境污染、提高下游产品质量,均具有重要意义,已成为炼焦行业关注的重大课题。硫化氢（H2S）脱除技术相对成熟,多种湿法工艺在国内均有成熟的应用,特别是醇胺法的技术优势明显,但进一步节能降耗和提高酸性气体的分离选择性仍有较大的拓展空间。与H2S相比,羰基硫（COS）因酸性低、化学性质相对稳定,脱除难度更大。COS催化水解技术可与现有煤气脱硫脱碳工艺耦合,但低温催化和高效水解,尚存较多困难。本论文集成耦合现有“COS催化水解”和“H2S胺法脱除”技术,创新性地提出了焦炉煤气中COS和H2S一体化脱除方法;通过COS低温水解催化剂和H2S吸收剂的遴选和优化,实现了焦炉煤气中硫化物的高效脱除。以活性氧化铝为载体,遴选K2CO3、Ba（OH）2、纳米ZnO和纳米NiO为活性组分,制备了低温水解催化剂。构建了 COS催化水解实验平台,测定了系列催化剂组成、煤气组成和操作温度条件下的COS水解效率,探究了煤气中的水汽、H2S和CO2含量对COS催化水解的影响规律,阐明了活性组分的作用机制和催化水解机制。在此基础上,优化了催化剂组成和操作条件。当水解温度为70℃时,相对湿度为60%的模拟焦炉煤气中COS水解效率可达92%。构建了甘氨酸和精氨酸离子液体促进的N-甲基二乙醇胺（MDEA）吸收剂。测定了粘度、吸收能力及吸收选择性等关键热力学参数,阐明了吸收剂浓度、温度和分压的影响规律。确定了吸收剂对H2S/CO2的表观吸收速率,阐明了吸收剂浓度和体系粘度对吸收速率的竞争影响机制。在自制的板式塔内验证了吸收剂对H2S和CO2的脱除效果,结果优于已商业运行的传统吸收剂。精氨酸离子液体促进的MDEA吸收剂对H2S的脱硫效率和选择性分别达到100%和2.17,气相体积总传质系数达到0.5167 Kmol·m-3·h-1·Kpa-1。阐明了吸收剂组成、进气量、进液量和塔板数对H2S和CO2的吸收选择性、脱除效率和气相体积总传质系数的影响规律。综上所述,本论文遴选了 COS水解催化剂和H2S吸收剂,通过技术集成和创新,构建了焦炉煤气中COS和H2S一体化脱除系统,并验证了实际脱除效果。结果表明,焦炉煤气中COS在低温条件下可实现高效水解、H2S可被完全脱除,且吸收剂贫水程度（>55wt%）显着高于乙醇胺（MEA,30wt%）等传统吸收剂。因此,本论文提出的一体化脱除路线,对焦化行业提高煤气脱硫效率及节能降耗具有重要意义,具有很好的应用前景。
李红[3]（2021）在《醇胺溶液捕集CO2过程的氧化、热降解研究》文中指出比较了九种不同配方醇胺溶液对CO2的吸收解吸性能。其中,N-乙基乙醇胺（EMEA）+二乙氨基乙醇（DEEA）+哌嗪（PZ）和2-氨基-2-甲基-1,3丙二醇（AMPD）+哌嗪（PZ）+水（H2O）两种溶液的吸收解吸的稳定性最佳,溶剂的两次平均解吸率在94.00%以上。对溶液进行144 h热降解和96 h氧化降解,结果表明热降解后的EMEA+DEEA+PZ溶液的吸收解吸性能稳定性较高,溶液平均吸收量、平均解吸量略有升高,分别升高了1.58L CO2/kg solution,0.35 L CO2/kg solution,平均解吸率下降2.04%;而氧化降解造成平均吸收量、平均解吸量分别下降0.45 L CO2/kg solution、1.75 L CO2/kg solution,平均解吸率下降2.25%;热降解对于AMPD+PZ+H2O溶液吸收解吸性能影响较大,热降解实验造成溶液平均吸收量、平均解吸量分别下降5.63 L CO2/kg solution,4.03 L CO2/kg solution,平均解吸率分别升高2.32%,在经过氧化降解之后,溶液的平均吸收量、平均解吸量分别下降1.05 L CO2/kg solution,0.70 L CO2/kg solution,平均解吸率分别升高0.59%。液质联用分析结果表明,热降解导致EMEA浓度减少19.67%,AMPD浓度减少71.89%;氧化降解导致EMEA浓度减少18.18%,AMPD浓度减少74.53%。热降解以及氧化降解实验结果表明:EMEA+DEEA+PZ比AMPD+PZ+H2O具有更好的抗降解性能。根据电喷雾质谱结果对两种溶液的热降解、氧化降解的机理进行推测,热降解中生成恶唑烷酮类物质,氧化降解则是生成酸类物质。在研究金属离子对于EMEA+DEEA+PZ降解的影响实验结束后发现,在热降解与氧化降解过程中,添加了金属离子使电导率高于未加入金属离子的溶液。氧化降解实验过程中,加入Fe3+的溶液的粘度在降解过程中粘度始终低于另外三种溶液。在热降解过程中,加入Fe3+和加入Ni2+的EMEA+DEEA+PZ溶液的最终的粘度略低于最初溶液的粘度。在氧化降解过程中,加入金属离子使胺浓度下降更多。在热降解过程中,加入Fe3+、Cr3+会使胺浓度下降更多。加入Fe3+会加强热降解对于EMEA+DEEA+PZ溶液在吸收解吸性能方面的负影响,加入Ni2+、Cr3+对于热降解后的EMEA+DEEA+PZ溶液的吸收解吸性能影响不大。加入Fe3+会影响氧化降解后的EMEA+DEEA+PZ溶液的解吸性能,加入Ni2+会影响氧化降解后的EMEA+DEEA+PZ溶液的吸收解吸性能的稳定性,加入Cr3+会降低氧化降解对于EMEA+DEEA+PZ在吸收解吸性能方面的负影响。在AMPD+PZ+H2O溶液中加入己二胺,可以有效减少溶液中AMPD浓度的降低程度,而加入二异丙醇胺、咪唑会使AMPD的浓度降低程度加重。在AMPD+PZ+H2O中加入己二胺可以有效提高溶液的抗热降解性能。
邓兆雄[4]（2021）在《基于CCS的化学解吸-矿物固定工艺试验研究》文中研究表明二氧化碳捕集和封存（CCS）被认为是减少CO2排放的最有希望的措施之一。其中,CO2捕集是CCS的核心。目前,碳捕集中使用较广的是化学吸收法。而针对吸收富液的解吸常用的是热解吸,其解吸能耗较高。CO2封存也是减少二氧化碳排放的重要措施。其中,矿物封存固定是应用前景较好的固定技术。本文基于CCS技术,提出了一种新的解吸方法—化学解吸,该法集CO2解吸—矿物固定于一体,在实现吸收液再生的同时,CO2以碳酸盐的形式固定下来,实现了CO2捕集与封存的目的。本文在自行设计、搭建的反应沉淀试验台上,针对单一和混合吸收富液,探讨了化学解吸工艺的可行性以及各种影响因素（反应时间、解吸温度、CO2负荷、Ca（OH）2投加量及p H）对解吸效果的影响。在单一吸收富液化学解吸试验中,以乙醇胺（MEA）、二乙醇胺（DEA）、N-甲基二乙醇胺（MDEA）、空间位阻胺（AMP）、哌嗪（PZ）、甘氨酸钾（PG）单一吸收富液为解吸试验的对象,以Ca（OH）2为解吸剂。研究表明:在同一条件下,六种吸收富液的再生性能从大到小为PG>DEA>MDEA>AMP>MEA>PZ。在最佳的工况下,PG吸收富液在化学解吸过程中表现出最高的CO2解吸性能,为92.22%;PZ吸收富液在化学解吸过程中的CO2解吸性能相对较差,为82.14%。适当的延长化学解吸的反应时间,可使得解吸反应进行得更彻底,在本研究中,反应时间确定为50min。改变解吸温度、CO2负荷、Ca（OH）2投加量及p H可有效地改善化学解吸效果,根据试验结果可知,单一吸收富液的最佳解吸工况为解吸温度40℃、CO2负荷0.21mol/L、Ca（OH）2投加比例1:1、p H=10,最佳解吸率为MEA（84.3%）、DEA（91.49%）、MDEA（90.17%）、AMP（88.71%）、PG（92.22%）、PZ（82.14%）。在混合吸收富液化学解吸试验中,以MEA+DEA、MEA+MDEA、MEA+AMP、MEA+PZ、MEA+PG为解吸试验的研究对象,以Ca（OH）2为解吸剂。研究表明:在同一条件下,五种混合吸收富液的再生效果从大到小为MEA+PG>MEA+AMP>MEA+PZ>MEA+DEA>MEA+MDEA。在最佳的工况下,MEA+PG混合吸收富液在五种混合吸收富液中表现出最高的CO2解吸率,为90.43%;MEA+MDEA混合吸收富液的CO2解吸率较差,为81.47%。改变解吸温度、CO2负荷、Ca（OH）2投加量、p H以及添加剂的比例可有效地改善化学解吸效果,根据本试验结果可知,混合吸收富液的最佳解吸工况为解吸温度40℃、CO2负荷0.21mol/L、Ca（OH）2投加比例1:1、p H=10、主体吸收剂与添加剂的比例为3:2,最佳解吸率为MEA+DEA（83.12%）、MEA+MDEA（81.47%）、MEA+AMP（88.04%）、MEA+PG（90.43%）、MEA+PZ（86.12%）。在不同钙源解吸试验及二次吸收试验中,对比了两种不同钙源（Ca（OH）2、Ca O）对单一吸收富液及混合吸收富液解吸效果的影响,并在最佳工况下,选取了在解吸后解吸效果最好的单一吸收贫液及混合吸收贫液以进行二次吸收试验。研究结果表明:对于单一吸收富液和混合富液,Ca（OH）2作为解吸剂时表现出更好的解吸性能。在二次吸收的试验中,PG贫液在吸收后仍然保持着原液77.88%的吸收容量;MEA+PG贫液保持着原液84.21%的吸收容量,具有更好的再利用性。最后,从经济性方面对比了化学解吸工艺与传统解吸工艺（热解吸）。结果表明:与传统解吸工艺的能耗相比,化学解吸工艺所需能耗大幅度下降。
王冰青[5]（2021）在《零价铁基材料联合二氧化碳自由基还原硝酸盐的研究》文中进行了进一步梳理硝酸盐（NO3-）是地下水和地表水中一种常见的污染物,它会对人体健康和生态系统平衡造成严重威胁。在去除NO3-的众多方法中,基于Fe0的化学反硝化法,由于具有工艺简单,反应速度快等优点,已受到越来越广泛的关注。然而,两个关键问题限制了其应用,即还原过程中生成的铁氧化物钝化层会降低其还原效率以及还原产物主要为NH4+。针对上述问题,本论文提出了一种可以将NO3-高效选择性地还原为N2的策略:用HCOO-为络合剂络合Fe0腐蚀产生的铁离子以减缓Fe0的钝化;同时,HCOO-作为CO2·-的前驱体,在UV和Fe3+离子等物质的作用下分解产生CO2·-,CO2·-将Fe0基材料还原NO3-产生的中间产物NO2-选择性地还原为N2。本论文首先通过实验结合DFT理论计算,分析了Fe0基材料联合CO2·-还原NO3-的可行性。然后,将Fe0与CO2·-联合,构建了Fe0/HCOO-/Fe3+/UV体系,探讨了该体系还原NO3-的效果和机理。在此基础上,对Fe0材料的表面进行改性,制备得到了两种Fe0基材料（Fe0-Cu0和Fe0-Cu0-Cu2O）,对材料进行了XRD、SEM、EDS和XPS等表征,探讨了材料的制备条件及其他条件因素对NO3-还原效果的影响,最终构建了两种新型的Fe0-Cu0/HCOO-/Fe3+/UV和Fe0-Cu0-Cu2O/HCOO-/UV还原性体系,分别探讨了两种体系还原NO3-的效能和机理。主要的研究结论如下:（1）DFT理论计算和实验结果表明:HCOO-与Fe3+可通过光致电子转移作用有效产生CO2·-并将NO2-高效地还原为N2。NO2-是Fe0基材料分步还原NO3-过程中的中间产物,将Fe0基材料与CO2·-联合以实现NO3-的高效选择性还原是一个可行的策略。（2）单独Fe0还原NO3-需要在酸性条件下进行,p H越低越有利于还原反应的进行,还原的主要产物是NH4+。Fe0与UV、HCOO-、Fe3+的联合可以加快NO3-的还原速率,但它对还原产物的N2选择性提升效果有限,NH4+仍为主要终产物。（3）相较于单独Fe0,表面负载了零价Cu0的Fe0基材料（Fe0-Cu0）对NO3-的去除效率大大提高,在Fe0-Cu0/HCOO-/Fe3+/UV体系中,Cu0负载率为10%的Fe0-Cu0对NO3-的还原速率最高。相对于一步法(NO3-直接在Fe0-Cu0/HCOO-/Fe3+/UV体系中进行还原),用两步法(即在Fe0-Cu0/HCOO-/UV体系中将NO3-还原为NO2-,其出水再通过UV/HCOO-/Fe3+体系产生的CO2·-将NO2-选择性地还原)具有更高的N2选择性。在初始NO3-浓度为50 mg N/L,初始p H为6.47,Fe0-Cu0投加量为12 g/L时,通过两步还原过程,NO3-的去除率可以达到100%,N2的选择性高达98%;由于Fe3+的光致电子转移作用,反应的出水中甲酸的残留量甚微。（4）在Fe0-Cu0-Cu2O/HCOO-/UV体系中,Cu0在新型Fe0基材料（Fe0-Cu0-Cu2O）上的负载率对NO3-的还原活性有显着影响。Cu0负载率为1.6%的Fe0-Cu0-Cu2O复合材料对NO3-的还原活性最高。在初始NO3-浓度为50 mg N/L,初始p H为2.5,Fe0-Cu0-Cu2O复合材料投加量为50 g/L,HCOOH投加量为15.0 mmol/L,反应时间为60 min的条件,NO3-的去除率为100%,N2的选择性为95.4%。Fe0-Cu0-Cu2O复合材料具有良好的稳定性,在重复使用了四次后,NO3-还原效率仅下降了10%。在Fe0-Cu0-Cu2O/HCOO-/UV体系中,NO3-先通过以下还原性物种的协同作用快速地转化为NO2-,（1）Fe0-Cu0-Cu2O中Fe0通过腐蚀电池电极反应产生的电子;（2）体系中原位生成的CO2·-;（3）UV照射半导体Cu2O产生的光生电子(e-cb)等。然后,体系中因活化HCOO-而大量生成的CO2·-将NO2-选择性地为N2,从而实现NO3-的高效高选择性还原。本论文中Fe0-Cu0和Fe0-Cu0-Cu2O复合材料的制备方法简单,原材料价廉、丰富易得。将Fe0基材料与绿色还原剂CO2·-联合,分别构建的新型Fe0-Cu0/HCOO-/Fe3+/UV和Fe0-Cu0-Cu2O/HCOO-/UV还原性体系,可实现NO3-的高效选择性去除,为水中NO3-的去除提供了新的思路。
王璐璐[6]（2021）在《醇胺吸收富液中CO2的化学解吸试验研究》文中指出在CO2减排的背景下,醇胺吸收法因其吸收速率快、吸收容量高等优点而被广泛应用。醇胺吸收法在吸收CO2之后需进行解吸,目前常用的热解吸、膜解吸等解吸工艺在实际应用中仍存在着解吸能耗高、解吸效率低、经济成本偏高等问题。而新型的化学解吸法可直接利用解吸剂与富液中的CO2发生碳酸化反应,在解吸富液的同时将CO2以碳酸盐的形式矿化固定,具有解吸效率高、操作简捷、低能耗、低成本等优点。化学解吸效果的优劣与吸收剂的选择有着直接关系,为此,本论文将从化学解吸的角度筛选解吸性能较优的吸收剂。本文采用以Ca（OH）2为解吸剂的化学解吸方式,对单一醇胺（TEA、MDEA、DEA、AMP、MEA）和混合醇胺（MDEA+TEA、MDEA+DEA、MDEA+AMP、MDEA+MEA）九种吸收剂进行筛选。首先通过单因素试验探究各单因素（Ca:C、p H、温度、CO2负荷、搅拌速率、搅拌时间、静置时间和溶质比等）对解吸率的影响,接着结合正交试验得出每种醇胺富液解吸时的最佳工况以及最佳工况下的解吸率,然后通过对吸收剂的多次吸收-解吸试验确定各吸收剂的重复吸收-再生性能,最后通过最佳解吸率、重复吸收-再生性能和吸收剂成本三方面进行比较,从而筛选出适合化学解吸工艺的醇胺吸收剂。由单因素试验可知,不同影响因素对不同吸收剂的影响不尽相同。Ca:C的增大对吸收富液的解吸具有促进作用,但是在Ca:C>1:1后促进作用有所减缓。适当的增大p H有利于各吸收富液的解吸,但是当增大至一定程度后会对解吸起到抑制作用。20、30℃等较低的温度范围对于富液的化学解吸更具有经济效益。富液的CO2负荷为0.6 mol·L-1(TEA为0.4 mol·L-1)时的化学解吸效果最佳。随着搅拌速率增大及搅拌时间的延长,各吸收剂富液的解吸率均为先增大后平缓的趋势。除MEA所需的静置时间较长（约为20 min）,其他八种吸收富液在15 min的静置时间即可达到沉淀完全的状态。混合醇胺富液中,TEA和MEA占比的增加可增大MDEA+TEA和MDEA+MEA富液的解吸率;随着DEA占比的增加,MDEA+DEA的解吸率先增大后减小;随着AMP占比的增加,MDEA+AMP富液的解吸率逐渐减小。结合单因素试验结果对各吸收剂进行正交试验,各吸收剂在最佳工况下的解吸率由高到低为:TEA（82.85%）≈MDEA（82.49%）=AMP（82.49%）>MDEA+AMP（81.23%）≈MDEA+TEA（81.11%）>DEA（80.12%）>MDEA+DEA（71.56%）>MDEA+MEA（63.21%）>MEA（51.33%）。所有吸收剂的最佳解吸率均在50%以上,并且除MDEA+DEA、MDEA+MEA和MEA之外的其他六种吸收剂的最佳解吸率均在80%左右。通过5次多次吸收-解吸试验吸收研究各吸收剂的重复吸收-再生性能。研究表明,在各自的最佳工况条件下,各吸收剂的可重复吸收-再生性能（第5次解吸率与初次解吸率之比）顺序为:MDEA+DEA（98.78%）≈MDEA（97.70%）≈MDEA+TEA（97.34%）≈TEA（96.83%）>MDEA+AMP（92.88%）>DEA（82.20%）≈AMP（81.53%）>MEA（60.30%）>MDEA+MEA（42.89%）。除了MEA和MDEA+MEA两种吸收剂,其他吸收剂第5次解吸率均可达到初次解吸率的80%以上,其中MDEA+DEA、MDEA、MDEA+TEA和TEA四种吸收剂可达到初次解吸率的95%以上,几乎保持了原有的解吸效果。对TEA、MDEA、DEA、AMP、MEA、MDEA+TEA、MDEA+DEA、MDEA+AMP、MDEA+MEA九种吸收剂在最佳解吸率、重复吸收-再生性能以及吸收剂成本三个方面进行综合比较得出:在投加Ca（OH）2的化学解吸方式下,除MEA及MDEA+MEA吸收剂,其余吸收剂均表现出良好的解吸性能;相比混合吸收剂,单一吸收剂更加适用于投加Ca（OH）2的化学解吸方式;九种吸收剂中建议优先选择TEA吸收剂,不建议选择MEA、MDEA+MEA吸收剂。
朱颜霞[7]（2021）在《节旋藻固定烟气CO2的细胞控碳传输和应激抗逆机制研究》文中提出利用节旋藻固定煤化工烟气中超高浓度CO2对于国家发展低碳经济实现碳中和具有重要意义。但是节旋藻对煤化工烟气中99.99%CO2的细胞响应转化机制尚不明晰,微藻细胞对99.99%CO2跨膜运输的传质方式尚未揭示,耐受烟气微量杂质苯酚且保持较高酶活的突变藻株仍然缺乏。本文剖析了煤化工烟气条件下节旋藻细胞内碳酸氢根主动转运和CO2扩散利用的竞争反应机制,通过构建CO2运载剂,核诱变筛选耐受苯酚的正向突变株,调控细胞应激抗逆机制等,显着促进了节旋藻固碳速率。利用转录组学揭示了节旋藻在99.99%CO2条件下的细胞控碳运输模式,碳酸氢根离子的主动转运关键蛋白（BCT1）表达量上调了50%,Na+/H+逆向转运蛋白（Nha S3）表达量上调了34%以维持细胞膜两侧的钠离子梯度,然而CO2分子扩散利用的蛋白复合体（NDH-1）表达量下调了34%。说明藻细胞在煤化工烟气条件下对碳酸氢根离子的主动转运增强以及亲和力提高,但是对CO2分子扩散利用有所限制。此控碳运输模式造成羧酶体活性位点处的碳局部缺乏,在核酮糖-1,5-二磷酸羧化酶/加氧酶的催化作用下生成氧化副产物磷酸乙醇酸（一种光合抑制剂）。故节旋藻细胞中光呼吸途径整体表达量上调（例如关键酶Ggt上调了82%）用于分解磷酸乙醇酸。藻细胞光反应中最大光能转化效率和实际量子产率分别提高了19.1%和12.0%以提供更多能量。细胞膜结构中脂多糖的合成酶表达量上调,以降低细胞膜的渗透性削弱CO2向细胞内的自由扩散,抵抗细胞外99.99%CO2的逆境压力,同时增加细胞膜的负电荷有助于胞膜结构稳定。设计合成沸石咪唑有机骨架ZIF-8作为藻液中的CO2运载剂,使CO2在藻液中扩散传质以及向碳酸氢根转化得到有效加强。沸石咪唑有机骨架中锌作为不饱和金属活性位点能够吸附CO2分子促进转化为碳酸氢根离子,颗粒尺寸为719 nm的CO2运载剂内孔比表面积为351.8 m2/g,使藻液中碳酸氢根离子浓度提高了72.9%达到133.6 mmo/L。故藻液中无机碳水平提高促进了藻细胞类囊体的表达,使细胞横截面内的类囊体占比增加了1.3倍达到78.3%,为细胞光合作用提供了更多场所;叶绿素a浓度增加了1.1倍,光反应相对电子传递速率增加了9.4%以显着增强光合能力,节旋藻平均固碳速率提高了64.0%达到1.07g/L/d。为了使CO2运载剂在收获生物质时容易分离并实现重复利用,故采用具有磁性的铁基有机骨架MIL-100（Fe）作为改进CO2运载剂,由此痕量浸出的铁离子能够促进捕光色素叶绿素a合成,使节旋藻平均固碳速率提高到1.12 g/L/d。为了提高节旋藻细胞对煤化工烟气中有机杂质苯酚的耐受能力,通过核辐照诱变及定向选育得到耐受苯酚能力强、固碳速率快的高效突变株。该突变株苯酚羟化酶活性比野生藻株提高了25.4%,说明突变株的苯酚降解能力大幅增强;同时突变株内邻苯二酚-1,2-双加氧酶的活性增强了39.5%,而邻苯二酚-2,3-双加氧酶的活性降低了23.8%,说明突变株倾向于通过β-酮己二酸路径降解苯酚,最终使苯酚降解效率提高了34.7%。突变藻株中超氧化物歧化酶和过氧化氢酶的活性分别提高了6.1%和39.7%,能够快速消除细胞内苯酚引起的氧化损伤,保持光合片层活性使最大量子产率维持在较高水平。当苯酚浓度为4.2 mg/L时,节旋藻突变株的平均固碳速率比野生藻株提高了22.4%达到0.72 g/L/d;而当苯酚浓度为84 mg/L时,野生藻株几乎丧失了生长固碳能力,突变株固碳速率仍能达到0.51 g/L/d。探究了不同浓度CO2对苯酚降解及细胞代谢的影响机制,三维荧光光谱分析表明:高浓度CO2能够促进节旋藻分泌更多的胞外聚合物。在99.99%CO2条件下节旋藻胞外聚合物中的腐殖酸含量比1%CO2条件下增加了30.8%,其富含羟基、醌基、羧基等多种活性基团,能够有效吸附苯酚限制其向藻细胞内部扩散以营造更适生长环境。同时测得胞外聚合物中的苯酚羟化酶活性增强了112.7%,使得更少苯酚进入藻细胞内从而减轻了氧化应激反应。当苯酚浓度为42 mg/L时,在99.99%CO2条件下节旋藻平均固碳速率比1%CO2条件下提高了35.1%达到0.66 g/L/d。
李彤[8]（2021）在《多元层状双金属（氢）氧化物的制备及其活化PMS降解苯酚废水的研究》文中研究指明苯酚废水是一种典型的难降解工业废水,如果处理不当,会对人体、动植物乃至整个生态环境产生不利影响。近年来,高级氧化技术（Advanced Oxidation Processes,AOPs）凭借其降解效率快、矿化程度高以及反应条件温和等优势脱颖而出。相比于羟基自由基（HO·）,基于硫酸根自由基(SO4·-)的AOPs因其反应过程中产生的SO4·-具有更长的半衰期、更高的氧化还原电位、更广的pH使用范围和更高的矿化程度等诸多优势而被广泛应用。层状双金属氢氧化物（Layered Double Hydroxide,LDHs）针对过一硫酸盐（PMS）有较好的活化性能,对大多数难降解污染物均具有较高的降解效果且稳定程度较高。而LDHs经过一定温度的焙烧后脱去层间的结晶水和阴离子,最终形成具有高分散性的层状双金属氧化物（LDOs）。LDOs保留了LDHs独特的层状结构,还具有比表面积更大、活性位点分布更均匀、稳定性更好等优点,现在也逐渐应用于污水治理领域。本研究将钴铁铜元素作为基础材料,成功制备出层状双金属（氢）氧化物,构建了Co2Fe3Cu4-LDHs/PMS和Co2Fe3Cu4-LDOs/PMS体系分别应用于苯酚废水的降解研究。具体研究内容与结果如下:（1）采用共沉淀法制备Co2Fe3Cu4-LDHs催化剂。并通过扫描电子显微镜（Scanning electron microscope,SEM）、X射线衍射（X-ray diffraction,XRD）、傅里叶转换红外光谱（Fourier Transform Infrared Spectrometer,FT-IR）、比表面及孔隙度分析仪（Brunauer-Emmett-Teller,BET）和热重分析（Thermogravimetric analysis,TG-DTG）等表征技术对其晶型和物相组成等微观结构进行了分析。之后构建Co2Fe3Cu4-LDHs/PMS体系,以苯酚为目标污染物,进行了一系列的降解实验以探究整个体系对苯酚的降解能力及最适的反应条件。最后结合自由基淬灭实验及X射线光电子能谱（X-ray photoelectron spectroscopy,XPS）表征结果对反应催化机理进行初步探讨。表征结果表明,本研究已成功制备出形貌规则、高纯度的Co2Fe3Cu4-LDHs催化剂。降解实验表明,该氧化体系对苯酚有着较高的降解能力。在室温下,pH=7.0,氧化剂PMS浓度为1.50 mmol/L,催化剂Co2Fe3Cu4-LDHs投加量为0.20 g/L的条件下,反应40 min苯酚得以完全降解（100.00%）。同时在表现出良好的稳定性和重复利用性。自由基淬灭实验表明,反应过程中同时产生HO·和SO4·-自由基,其中SO4·-为主要的活性自由基,同时结合XPS分析证实了催化机制中协同机制的存在。（2）研究了过渡金属比例、沉淀剂中碱比例、制备体系pH值、老化时间、老化温度以及焙烧温度等因素对催化剂自身微观结构及催化活性的影响,进而优化CoxFeyCuz-LDOs的制备条件。结果表明CoxFeyCuz-LDOs的最佳制备条件为:Co:Fe:Cu=2:3:4;Na OH:Na2CO3=1:3;制备体系pH为10.0;老化温度为60℃;老化时间为24 h;焙烧温度为500℃。（3）采用“共沉淀法+焙烧法”制备磁性非均相催化剂Co2Fe3Cu4-LDOs并通过对其形貌特征、磁性及其他物化性质等表征结果进行分析。构建Co2Fe3Cu4-LDOs/PMS体系进行苯酚废水的降解。研究表明,本实验成功制备出具有较大比表面积的磁性非均相催化剂。该体系对苯酚有较强的降解效果。在室温下,pH=7.0,氧化剂PMS浓度为2.50mmol/L,催化剂Co2Fe3Cu4-LDOs投加量为0.20 g/L的条件下,反应60 min内苯酚的去除率可达97.50%。同时通过重复利用实验和离子溶出测试证实Co2Fe3Cu4-LDOs具有良好的可重复利用性和稳定性,金属离子溶出也得到了一定程度的抑制。自由基淬灭实验和XPS表征结果表明,催化机制中存在Co/Fe/Cu的协同机制,反应过程中同时产生HO·和SO4·-自由基,其中SO4·-为主要的活性自由基。
孙梦婷[9]（2021）在《过氧乙酸强化电化学体系处理有机废水效能的研究》文中进行了进一步梳理随着我国经济和工业化的兴盛,水污染问题也越来越严重,难降解有机物废水的处理已成为水污染治理的重点和难点。电化学方法（Electrochemistry,EC）因可有效降解水中有机物而倍受关注。但传统EC存在活性自由基产率低、能耗大等缺点。基于过氧乙酸（PAA）的高级氧化技术能够生成多种自由基,其氧化性能强、半衰期较长,能长效降解水中的有机物,同时兼备杀菌作用。本研究将PAA与EC结合,构建协同体系,强化有机废水处理效果。具体内容包括:（1）建立了 EC/PAA体系,研究其对亚甲基蓝（MB）的脱色效率和机理。考察了 PAA浓度、电流密度、初始溶液pH值和初始MB浓度等条件的对MB脱色的影响,结果显示,在MB浓度为10 mg L-1、PAA浓度为3.6 mmol L-1、电流密度为10 mA cm-2和溶液pH为3.0的情况下,反应120分钟后MB的脱色率达93.99%。保持溶液为酸性或中性,增加PAA浓度、电流密度会促进MB脱色。Cl-、HCO3-、SO42-、腐殖酸（HA）和过量PAA会抑制MB脱色。此外,EC/PAA体系对甲基橙（MO）、罗丹明B（RhB）、四环素（TCH）、甲硝唑（MTZ）、磺胺甲恶唑（SMX）均具有较好降解效果。依据自由基掩蔽实验结果推测,在阳极表面发生水分子失电子生成羟基自由基（.OH）、在阴极附近氧气得电子生成超氧阴离子（O2·-）、·OH活化PAA生成过氧酰基自由基（CH3CO3·）和酰基自由基（CH3CO2·）,这些是MB去除的主要活性物质。（2）建立了 EC/F e2+/PAA体系,研究其对MB的脱色效率和机理。结果表明,60分钟内MB的脱色率为98.97%。EC/F e2+/PAA体系对MO、RhB、TCH、MTZ均有良好去除效果。酸性条件下,增加PAA浓度、Fe2+浓度、电流密度有利于MB脱色。Cl-、HCO3-、SO42-、HA的存在会抑制MB的脱色。自由基掩蔽实验结果表明,·OH、CH3CO3·和CH3CO2·在该体系中起关键作用。EC/Fe2+/PAA体系促进了 Fe3+/Fe2+循环并增强了 PAA的活化。（3）建立了EC/Fe3+/PAA体系,研究其对MB的脱色效率和机理。结果表明,60分钟内MB的脱色率为91.00%。酸性条件下,增加PAA浓度、Fe3+浓度、电流密度有利于MB降解。HA反应前期能加速MB去除,但反应最终会抑制MB脱色率。EC/Fe3+/PAA体系对MO、RhB、MTZ均有良好去除效果,但对具有杂环结构的TCH去除效果欠佳。自由基掩蔽实验表明·OH、CH3CO3·和CH3CO2·为主要的活性物种。
王玉龙[10]（2021）在《酸性催化剂强化单乙醇胺CO2解吸的动力学与热力学研究》文中认为基于胺的化学吸收法解吸反应所产生的高能耗是碳捕集技术进一步发展所面临的关键问题,其能耗占总能耗的50%,为了强化胺基化学吸收法的CO2解吸性能、降低解吸能耗,本文制备了 4种金属氧化物（Al2O3、TiO2、ZrO2、Fe2O3）及其对应的羟基氧化物（AlOOH、TiO（OH）2、ZrO（OH）2、FeOOH）作为催化剂开展研究,选取两种典型的分子筛（HZSM-5、MCM-41）催化剂作为比较对象。首先对10种固体酸催化剂对单乙醇胺（MEA）体系进行了 CO2解吸动力学实验,分析了固体酸催化剂物理化学结构对CO2负载,体系酸碱度及温度的影响,解释了固体酸催化剂对CO2的解吸催化机理。另一方面,以真实热流反应量热仪作为反应仪器,探究了固体酸催化剂对MEA吸收解吸CO2的热力学影响。为了进一步分析催化剂对吸收热和解吸热的影响,本文补充了两种过渡金属离子（Cu2…+…、Ni2+）作为实验材料,探究了过渡金属离子浓度对吸收性能与解吸性能的影响。实验结果表明,固体酸催化剂强化MEA非均相体系具有更快的解吸动力学,解吸动力学速率如下:ZrO（OH）2>FeOOH>TiO（OH）2>HZSM-5>ZrO2>MCM-41>AlOOH>Al2O3>Fe2O3>TiO2>None,这成为了固体酸催化剂强化MEA非均相体系循环负载与解吸效率较高的直接原因,除此之外固体酸催化剂强化MEA非均相体系随着解吸反应进行,体系游离碱性MEA增多,表现出了比MEA溶液更高的PH值,值得注意的是,除了 ZrO2和TiO2强化MEA非均相体系之外,固体酸催化剂强化MEA非均相体系在CO2解吸过程中表现出了更快的升温速率。催化强化MEA溶液解吸CO2的机理可以从化学和物理两个方面进行解释,化学方面:催化CO2解吸包括几个关键步骤:1)碱性形态（如MEACOO-/HCO3-/CO32-）在催化剂颗粒的活性中心上的吸附;2)质子在颗粒表面的转移;3)CO2气泡的产生和脱离。物理方面:催化剂的表面酸性羟基、比表面积、孔体积和孔径都会影响CO2的解吸性能。在固体催化剂强化MEA热力学实验中,固体酸催化剂强化MEA体系表现出了更高的吸收负载,但是平均吸收热略有升高,表观吸收速率则对体系的影响规律不一,在99℃的解吸温度下,添加催化剂能够提高反应的解吸效率（ZrO（OH）2>FeOOH>TiO（OH）2>HZSM-5>ZrO2>MCM-41>AlOOH>Al2O3>Fe2O3>TiO2>None）,这与解吸动力学实验结果一致,对CO2再生能耗的降低顺序（FeOOH>TiO（OH）2>ZrO（OH）2>HZSM-5>MCM-41>A12O3>ZrO2>Fe2O3>AlOOH>TiO2>None）,这将大大减少输入反应釜中的能量,催化剂强化MEA体系的显热降低了16%～30%,对于整体再生能耗的影响较大,潜热降低了8%～14%。铜镍离子可以降低体系的吸收热,过渡金属离子浓度越高,体系吸收热越低,但是同时由于与MEA溶液混合,提前发生的络合反应将会降低MEA浓度,导致体系吸收负载、表观吸收速率随过渡金属离子浓度的升高而降低,与固体酸催化剂强化MEA体系相比,具有更低的吸收热,且更具有规律性;在99℃的解吸温度下,与2MMEA体系相比,在添加0.4M的铜镍离子的均相体系,更有利于解吸过程,能够有效提升体系的循环负载和解吸效率,降低再生能耗,降低潜热与显热,与固体酸催化剂强化MEA非均相体系相比,0.4 M的镍离子强化MEA均相体系具有更高的循环负载和解吸效率,这可能是由于离子浓度影响了络合反应进程,其中的机理仍需要进一步证明。
二、TOC测定MEA溶液中CO_2含量的方法研究（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、TOC测定MEA溶液中CO_2含量的方法研究（论文提纲范文）
（1）基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气中CO2脱除性能与模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 沼气及其应用现状 |
| 1.2.1 沼气资源概况 |
| 1.2.2 国外沼气发展应用现状 |
| 1.2.3 国内沼气发展应用现状 |
| 1.2.4 发展沼气产业的战略意义 |
| 1.2.5 沼气脱碳的必要性 |
| 1.3 沼气脱碳技术研究进展 |
| 1.3.1 沼气脱碳技术简介 |
| 1.3.2 有机胺吸收CO_2研究进展 |
| 1.4 旋转床反应器的研究进展 |
| 1.4.1 旋转床反应器概述 |
| 1.4.2 旋转床内流体力学及传质特性的研究进展 |
| 1.4.3 旋转床在脱碳方面的研究 |
| 1.5 研究目的和研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究路线 |
| 第二章 MEA-乙醇-水吸收剂脱碳及再生性能的小试研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 MEA-乙醇-水吸收剂的吸收性能研究 |
| 2.3 MEA-乙醇-水吸收剂的再生性能研究 |
| 2.3.1 不同再生温度下的再生性能研究 |
| 2.3.2 不同吸收剂配比下的再生性能研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的中试研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的性能研究 |
| 3.2.1 进气量对脱碳性能的影响 |
| 3.2.2 进气CO_2含量对脱碳性能的影响 |
| 3.2.3 进液量对脱碳性能的影响 |
| 3.2.4 进液MEA含量对脱碳性能的影响 |
| 3.2.5 旋转床转速对脱碳性能的影响 |
| 3.2.6 MEA-乙醇吸收剂与MEA-水吸收剂脱碳性能对比 |
| 3.3 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的最优参数确定 |
| 3.3.1 操作参数影响显着性分析 |
| 3.3.2 最佳操作参数的确定 |
| 3.4 MEA-乙醇吸收剂富液的再生性能研究 |
| 3.4.1 旋转床连续式再生的再生性能 |
| 3.4.2 旋转床批式再生的再生性能 |
| 3.4.3 加热器批式再生的再生性能 |
| 3.4.4 MEA-乙醇吸收剂与MEA-水吸收剂的再生性能对比 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的模型化研究 |
| 4.1 基于MEA-乙醇吸收的旋转床脱碳传质过程的数学模型 |
| 4.1.1 传质过程的数学模型 |
| 4.1.2 传质过程的热量衡算 |
| 4.2 基于双膜理论的传质模型化研究 |
| 4.2.1 模型参数的确定 |
| 4.2.2 模型的计算和验证 |
| 4.2.3 模型的优化 |
| 4.3 基于表面更新理论的模型化研究 |
| 4.3.1 模型参数的确定 |
| 4.3.2 模型的计算与验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于真实沼气脱碳的试验及模拟研究 |
| 5.1 新工艺用于真实沼气脱碳的试验研究 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.2 新工艺用于真实沼气脱碳的循环性能 |
| 5.2 真实沼气脱碳基于Aspen Plus的模拟研究 |
| 5.2.1 物性环境设定 |
| 5.2.2 模拟环境设定 |
| 5.2.3 模拟结果分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气脱碳的工业化应用评估 |
| 6.1 新工艺用于工业化的工艺设计 |
| 6.1.1 新工艺用于工业化的工艺流程设计 |
| 6.1.2 旋转床反应器的设计 |
| 6.1.3 再生加热器的设计 |
| 6.1.4 换热器及相关泵的设计 |
| 6.2 新工艺的运行成本分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 博士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（2）焦炉煤气脱硫过程的催化水解和吸收特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 焦炉煤气脱硫的必要性 |
| 1.3 COS净化技术 |
| 1.3.1 COS的理化性质 |
| 1.3.2 COS的脱除方法 |
| 1.3.3 COS水解催化剂的研究现状 |
| 1.4 H2S净化技术 |
| 1.4.1 干式氧化法 |
| 1.4.2 湿式氧化法 |
| 1.4.3 湿式吸收法 |
| 1.4.4 其它脱硫溶剂 |
| 1.5 离子液体简介及其在脱硫中的研究 |
| 1.5.1 离子液体吸收H2S的研究 |
| 1.5.2 氨基酸离子液体吸收H2S的研究 |
| 1.6 论文的研究意义 |
| 1.6.1 COS催化水解效率及机制 |
| 1.6.2 H_2S吸收特性与机制研究 |
| 1.6.3 脱硫效率及验证 |
| 1.7 论文的主要研究内容 |
| 第2章 COS的催化水解 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验过程方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 催化剂制备 |
| 2.3.2 催化剂活性组分对水解效果的影响 |
| 2.3.3 水汽含量和温度对水解效果的影响 |
| 2.3.4 复杂气氛对水解效果的影响 |
| 2.3.5 水解反应机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 氨基酸离子液体促进的MDEA水溶液对H2S的吸收性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 实验过程与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸收剂对H_2S吸收能力及影响因素 |
| 3.3.2 吸收剂对H_2S和CO_2同时吸收的过程及影响因素 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氨基酸离子液体促进的MDEA水溶液吸收H_2S的速率及影响机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 粘度测定及关联 |
| 4.3.2 表观吸收速率及其竞争影响机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 模拟焦炉煤气中H_2S在板式塔中的脱除效果验证 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.4 参数计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 实时曲线分析 |
| 5.3.2 进气流速对脱除效果的影响 |
| 5.3.3 进液流速对脱除效果的影响 |
| 5.3.4 吸收剂浓度和塔板数对脱除效果的影响 |
| 5.3.5 与传统吸收剂脱硫效果的比较 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 未来研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）醇胺溶液捕集CO2过程的氧化、热降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1.文献综述 |
| 1.1 CCS简介 |
| 1.2 CO_2捕集方法 |
| 1.2.1 燃烧前捕集 |
| 1.2.2 富氧燃烧技术 |
| 1.2.3 燃烧后捕集 |
| 1.3 化学吸收法的研究现状 |
| 1.4 醇胺的稳定性 |
| 1.4.1 胺的氧化降解 |
| 1.4.2 胺的热降解 |
| 1.5 选题依据 |
| 2.实验材料与装置图 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 不同配方的醇胺溶液 |
| 2.3 实验装置图 |
| 2.4 分析测试仪器 |
| 2.5 实验过程 |
| 3.溶液的筛选及其降解性能研究 |
| 3.1 醇胺溶液的吸收解吸性能对比 |
| 3.2 醇胺溶液降解实验后性能测试 |
| 3.2.1 EMEA+DEEA+PZ溶液性能变化 |
| 3.2.2 AMPD+PZ+H_2O溶液性能变化 |
| 3.3 胺溶液降解过程中胺浓度的变化 |
| 3.4 醇胺溶液降解机理分析 |
| 3.4.1 EMEA+DEEA+PZ热降解机理分析 |
| 3.4.2 AMPD+PZ+H_2O热降解机理分析 |
| 3.4.3 EMEA+DEEA+PZ氧化降解机理分析 |
| 3.4.4 AMPD+PZ+H_2O氧化降解机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.金属离子对于EMEA+DEEA+PZ溶液降解的影响 |
| 4.1 在氧化降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液电导率的变化 |
| 4.2 在热降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液电导率的变化 |
| 4.3 在氧化降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液粘度的变化 |
| 4.4 在热降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液粘度的变化 |
| 4.5 在氧化降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液浓度的变化 |
| 4.6 在热降解过程中EMEA+DEEA+PZ溶液浓度的变化 |
| 4.7 在氧化降解过程中四种EMEA+DEEA+PZ溶液吸收解吸性能的变化 |
| 4.8 在热降解过程中四种EMEA+DEEA+PZ溶液吸收解吸性能的变化 |
| 4.9 本章小结 |
| 5.针对AMPD+PZ+H_2O溶液的抗热降解的研究 |
| 5.1 热降解过程浓度变化 |
| 5.2 热降解后的吸收解吸性能 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（4）基于CCS的化学解吸-矿物固定工艺试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 CO_2减排背景 |
| 1.1.1 温室气体及其温室效应 |
| 1.1.2 CO_2排放状况 |
| 1.2 CO_2捕获方法 |
| 1.2.1 燃烧前捕获 |
| 1.2.2 富氧燃烧技术 |
| 1.2.3 燃烧后捕获 |
| 1.2.4 化学链燃烧技术 |
| 1.3 吸收富液的解吸方法 |
| 1.3.1 热解吸 |
| 1.3.2 降压解吸 |
| 1.3.3 膜解吸 |
| 1.3.4 其他解吸方法 |
| 1.4 CO_2的利用和封存 |
| 1.4.1 CO_2利用 |
| 1.4.2 CO_2封存 |
| 1.5 解吸-矿物封存一体化 |
| 1.5.1 钙基再生剂解吸-封存 |
| 1.5.2 粉煤灰解吸封存 |
| 1.6 论文选题思路、主要研究内容和技术方案 |
| 1.6.1 论文选题思路 |
| 1.6.2 论文主要研究内容 |
| 1.6.3 技术方案 |
| 1.7 小结 |
| 第二章 试验材料及方法 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 试验装置与工艺流程 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 单一吸收液的化学解吸试验 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 CO_2吸收—化学解吸—矿物固定反应 |
| 3.2.1 吸收剂与CO_2的反应 |
| 3.2.2 CaO与 Ca(OH)_2的化学解吸反应 |
| 3.3 单一吸收液解吸试验 |
| 3.3.1 反应时间 |
| 3.3.2 解吸温度 |
| 3.3.3 CO_2负荷 |
| 3.3.4 Ca(OH)_2投加量 |
| 3.3.5 pH |
| 3.4 小结 |
| 第四章 混合吸收液的化学解吸试验 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 混合吸收液解吸试验 |
| 4.2.1 解吸时间 |
| 4.2.2 解吸温度 |
| 4.2.3 CO_2负荷 |
| 4.2.4 Ca(OH)_2投加量 |
| 4.2.5 pH |
| 4.2.6 不同溶质配比 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 不同钙源的化学解吸试验 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 不同钙源解吸试验 |
| 5.2.1 CaO和 Ca(OH)_2化学解吸单一吸收富液 |
| 5.2.2 CaO和 Ca(OH)_2化学解吸混合吸收富液 |
| 5.3 二次吸收试验 |
| 5.3.1 单一吸收富液二次吸收试验 |
| 5.3.2 混合吸收富液二次吸收试验 |
| 5.4 解吸工艺对比 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 全文总结及展望 |
| 6.1 试验结论 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）零价铁基材料联合二氧化碳自由基还原硝酸盐的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 NO_3~-及其它含氮化合物的性质 |
| 1.2 水体中NO_3~-的来源 |
| 1.3 水体中NO_3~-的污染及危害 |
| 1.3.1 水体中NO_3~-的污染现状 |
| 1.3.1.1 对地下水的污染 |
| 1.3.1.2 对地表水的污染 |
| 1.3.2 NO3~-的危害 |
| 1.4 水中NO_3~-的去除方法 |
| 1.4.1 NO_3~-的分离去除法 |
| 1.4.1.1 蒸馏法 |
| 1.4.1.2 离子交换法 |
| 1.4.1.3 膜分离法 |
| 1.4.2 NO_3~-的转化去除法 |
| 1.4.2.1 生物反硝化法 |
| 1.4.2.2 化学反硝化法 |
| 1.5 Fe~0基材料还原NO_3~-的研究进展 |
| 1.6 CO_2·~-的产生方式及其在污染治理中的应用 |
| 1.7 课题的提出及研究内容 |
| 1.7.1 课题的提出 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂与设备 |
| 2.2 材料制备与表征 |
| 2.2.1 Fe~0的制备 |
| 2.2.2 Fe~0-Cu~0的制备 |
| 2.2.3 Fe~0-Cu~0-Cu_2O的制备 |
| 2.2.4 Fe~0基材料的表征 |
| 2.3 实验设计与方法 |
| 2.3.1 Fe~0基材料制备条件对NO_3~-还原的影响 |
| 2.3.2 Fe~0基材料联合CO_2·~-对NO_3~-的还原 |
| 2.3.3 控制实验 |
| 2.3.4 CO_2·~-的猝灭实验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 NO3~--N的检测 |
| 2.4.2 NO2~--N的检测 |
| 2.4.3 NH4~+-N的检测 |
| 2.4.4 Fe~(2+)和Fe~(3+)的检测 |
| 2.4.5 Cu~(2+)的检测 |
| 2.4.6 CO_2·~-的猝灭实验 |
| 3 Fe~0基材料联合CO_2·~-还原NO_3~-的可行性研究 |
| 3.1 CO_2·~-还原NO_3~-和NO_2~-的DFT理论计算 |
| 3.2 CO_2·~-还原NO_3~-和NO_2~-的实验探究 |
| 3.3 CO_2·~-在HCOOH/UV体系还原NO_2~-中的作用 |
| 3.4 Fe~0基材料联合CO_2·~-还原NO_3~-的可行性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Fe~0联合CO_2·~-还原NO_3~-的研究 |
| 4.1 Fe~0的表征 |
| 4.2 Fe~0联合CO_2·~-还原NO_3~-的效果 |
| 4.3 NO_3~-在不同体系中的还原 |
| 4.4 CO_2·~-在Fe~0/HCOOH/Fe~(3+)/UV体系还原NO_3~-的作用 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 Fe~0-Cu~0联合CO_2·~-还原NO_3~-的研究 |
| 5.1 Fe~0-Cu~0的制备与表征 |
| 5.2 Fe~0-Cu~0制备条件对NO_3~-还原的影响 |
| 5.3 一步法与两步法的比较与确定 |
| 5.4 Fe~0-Cu~0联合CO_2·~-两步法还原NO_3~-的研究 |
| 5.4.1 条件因素对两步法还原NO_3~-效果的影响 |
| 5.4.2 不同体系两步法还原NO_3~-效果的比较 |
| 5.4.3 CO_2·~-在两步法还原体系中的作用 |
| 5.4.4 两步法还原NO_3~-的机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 Fe~0-Cu~0-Cu_2O联合CO_2·~-还原NO_3~-的研究 |
| 6.1 Fe~0-Cu~0-Cu_2O的表征 |
| 6.2 Fe~0-Cu~0-Cu_2O制备条件对NO_3~-还原的影响 |
| 6.3 Fe~0-Cu~0-Cu_2O联合CO_2·~-还原NO_3~-的研究 |
| 6.4 NO_3~-在不同体系中的还原 |
| 6.5 CO_2·~-在Fe~0-Cu~0-Cu_2O/HCOOH/UV体系还原NO_2~-中的作用 |
| 6.6 还原机理 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 本论文的创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间科研成果 |
（6）醇胺吸收富液中CO2的化学解吸试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.2 CCUS减排技术 |
| 1.2.1 CO_2 的捕集 |
| 1.2.2 CO_2 的封存 |
| 1.2.3 CO_2 的利用 |
| 1.3 醇胺吸收富液的解吸 |
| 1.3.1 热解吸 |
| 1.3.2 膜解吸 |
| 1.3.3 催化解吸 |
| 1.3.4 化学解吸 |
| 1.4 论文选题思路和主要研究内容 |
| 1.4.1 论文选题背景和思路 |
| 1.4.2 论文主要研究内容 |
| 第二章 试验方法及反应机理 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验试剂与仪器 |
| 2.2.2 试验流程 |
| 2.2.3 吸收剂的筛选方法 |
| 2.3 反应机理 |
| 2.3.1 伯胺(MEA)和仲胺(DEA) |
| 2.3.2 叔胺(MDEA、TEA)和空间位阻胺(AMP) |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 单一富液化学解吸试验研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 单一富液化学解吸试验结果 |
| 3.2.1 单因素试验 |
| 3.2.2 正交试验 |
| 3.2.3 多次吸收-解吸试验 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 混合富液化学解吸试验研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 混合富液化学解吸试验结果 |
| 4.2.1 单因素试验 |
| 4.2.2 正交试验 |
| 4.2.3 多次吸收-解吸试验 |
| 4.3 吸收剂的比较与筛选 |
| 4.3.1 吸收剂的比较 |
| 4.3.2 吸收剂的筛选 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（7）节旋藻固定烟气CO2的细胞控碳传输和应激抗逆机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 前言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 微藻固定煤化工厂烟气CO_2的背景意义 |
| 1.2 微藻固定煤化工烟气CO_2的国内外研究现状 |
| 1.2.1 微藻细胞对高浓度CO_2的耐受能力 |
| 1.2.2 无机碳进入微藻细胞的跨膜运输途径 |
| 1.2.3 CO_2吸附剂促进微藻固碳 |
| 1.3 微藻耐受煤化工烟气杂质的国内外研究现状 |
| 1.3.1 诱变筛选耐受型藻株的技术路线 |
| 1.3.2 烟气杂质的生物降解机理 |
| 1.4 本文的研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验设备与方法 |
| 2.1 藻种和培养基 |
| 2.2 实验仪器设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 藻液中无机盐成分的定量测试 |
| 2.3.2 藻细胞色素含量的分析测试 |
| 2.3.3 节旋藻转录组分析 |
| 2.3.4 细胞表面分形维数的计算 |
| 2.3.5 诱变筛选节旋藻突变株 |
| 2.3.6 苯酚降解及细胞抗逆关键酶的活性测定 |
| 2.3.7 节旋藻胞外聚合物的提取方法 |
| 2.3.8 节旋藻生长固碳及生物质成分测试 |
| 3 节旋藻在 99.99% CO_2条件下的细胞控碳运输及代谢响应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.3 节旋藻在 99.99% CO_2条件下的细胞控碳运输模式 |
| 3.3.1 节旋藻对碳酸氢根离子的主动转运增强 |
| 3.3.2 节旋藻对CO_2分子的扩散利用削弱 |
| 3.4 光呼吸途径增强分解超高碳引发的氧化副产物 |
| 3.5 光反应量子产率增加为细胞供应更多能量 |
| 3.6 细胞膜形态及成分对超高碳条件的响应机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 沸石咪唑有机骨架ZIF-8 促进CO_2分子向碳酸氢根离子转化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.2.1 沸石咪唑有机骨架ZIF-8 制备CO_2运载剂 |
| 4.2.2 沸石咪唑有机骨架ZIF-8 促进节旋藻固碳的测试方法 |
| 4.3 沸石咪唑有机骨架ZIF-8 吸附CO_2转化为碳酸氢根离子 |
| 4.3.1 ZIF-8 煅烧时间对CO_2转化为碳酸氢根的影响 |
| 4.3.2 ZIF-8 颗粒尺寸对CO_2转化为碳酸氢根的影响 |
| 4.4 ZIF-8 促进节旋藻在 99.99% CO_2条件下的光合固碳 |
| 4.4.1 ZIF-8 煅烧时间对节旋藻光合固碳速率的影响 |
| 4.4.2 ZIF-8 颗粒尺寸对节旋藻光合固碳速率的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 铁基有机骨架MIL-100(Fe)储存缓释CO_2促进节旋藻固碳 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方案 |
| 5.2.1 煅烧铁基有机骨架MIL-100(Fe)制备CO_2运载剂 |
| 5.2.2 铁基有机骨架MIL-100(Fe)促进节旋藻固碳的测试方法 |
| 5.3 铁基有机骨架MIL-100(Fe)提高藻液无机碳水平 |
| 5.4 微量浸出的铁离子促进捕光色素叶绿素a的合成 |
| 5.5 无机碳水平影响细胞尺寸形态促进节旋藻生长固碳 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 核诱变提高节旋藻的苯酚耐受及光合固碳能力 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方案 |
| 6.3 核诱变选育耐受煤化工烟气有机杂质苯酚的节旋藻突变株 |
| 6.4 突变株细胞内降解苯酚的关键酶活性增强 |
| 6.5 突变株抗氧化能力增强快速消除苯酚引起的活性氧 |
| 6.6 突变株的光合生长特性及固碳生物质分析 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 高浓度CO_2促进节旋藻分泌更多胞外聚合物减轻胞内苯酚毒性 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方案 |
| 7.3 高浓度CO_2促进分泌更多胞外聚合物阻碍苯酚进入细胞 |
| 7.4 节旋藻细胞外的苯酚降解能力提高 |
| 7.5 节旋藻细胞内苯酚引起的氧化损伤减轻 |
| 7.6 节旋藻细胞降解苯酚过程中的光合特性 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 全文总结 |
| 8.1 研究成果 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 工作不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（8）多元层状双金属（氢）氧化物的制备及其活化PMS降解苯酚废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 苯酚废水的研究现状 |
| 1.2.1 苯酚的来源及危害 |
| 1.2.2 酚类废水国内外处理现状 |
| 1.3 高级氧化技术 |
| 1.3.1 基于HO·的高级氧化技术 |
| 1.3.2 基于SO_4~(·-)的高级氧化技术 |
| 1.4 层状双金属氢氧化物/氧化物活化PMS研究现状 |
| 1.4.1 层状双金属氢氧化物的结构及性质 |
| 1.4.2 层状双金属氢氧化物的催化性能 |
| 1.4.3 层状双金属氧化物的结构及性质 |
| 1.4.4 层状双金属氧化物的催化性能 |
| 1.5 研究目的、意义及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 催化剂的制备与研究方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 催化剂的制备方法 |
| 2.2.1 Co_xFe_yCu_z-LDHs的制备方法 |
| 2.2.2 Co_xFe_yCu_z-LDOs 的制备方法 |
| 2.3 苯酚降解实验 |
| 2.4 催化剂的表征方法 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.4.2 X-射线衍射(XRD) |
| 2.4.3 傅里叶变换红外光谱分析(FT-IR) |
| 2.4.4 比表面及孔隙度分析仪(BET) |
| 2.4.5 热重分析(TG-DTG) |
| 2.4.6 磁滞回线(VSM) |
| 2.4.7 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 4-氨基安替比林法测定苯酚 |
| 2.5.2 碘量法测定PMS浓度 |
| 2.5.3 TOC的测定 |
| 第3章 Co_2Fe_3Cu_4-LDHs活化PMS降解苯酚的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 CO2FE3CU4-LDHS的表征 |
| 3.2.1 SEM表征结果 |
| 3.2.2 XRD表征结果 |
| 3.2.3 FT-IR表征结果 |
| 3.2.4 BET表征结果 |
| 3.2.5 TG-DTG表征结果 |
| 3.2.6 XPS表征结果 |
| 3.3 单因素影响实验 |
| 3.3.1 不同催化体系对苯酚降解效果的影响 |
| 3.3.2 催化剂投加量对苯酚降解效果的影响 |
| 3.3.3 氧化剂浓度对苯酚降解效果的影响 |
| 3.3.4 苯酚初始浓度对苯酚降解效果的影响 |
| 3.3.5 反应体系初始p H值对苯酚降解效果的影响 |
| 3.3.6 反应温度对苯酚降解效果的影响 |
| 3.4 反应机理分析 |
| 3.4.1 活化机理研究 |
| 3.4.2 TOC的去除与PMS利用率分析 |
| 3.5 Co2Fe3Cu4-LDHs的稳定性分析 |
| 3.5.1 Co_2Fe_3Cu_4-LDHs的重复利用性研究 |
| 3.5.2 Co_2Fe_3Cu_4-LDHs的溶出测定 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 Co_xFe_yCu_z-LDOs制备条件的优选 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 过渡金属比例的影响 |
| 4.2.2 沉淀剂中碱比例的影响 |
| 4.2.3 制备体系p H值的影响 |
| 4.2.4 老化温度的影响 |
| 4.2.5 老化时间的影响 |
| 4.2.6 焙烧温度的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Co_2Fe_3Cu_4-LDOs活化PMS降解苯酚的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Co_2Fe_3Cu_4-LDOs的表征 |
| 5.2.1 SEM表征结果 |
| 5.2.2 XRD表征结果 |
| 5.2.3 FT-IR表征结果 |
| 5.2.4 BET表征结果 |
| 5.2.5 VSM表征结果 |
| 5.2.6 XPS表征结果 |
| 5.3 单因素影响实验 |
| 5.3.1 不同催化体系对苯酚去除效果的影响 |
| 5.3.2 催化剂投加量对苯酚去除效果的影响 |
| 5.3.3 氧化剂浓度对苯酚去除效果的影响 |
| 5.3.4 苯酚初始浓度对苯酚去除效果的影响 |
| 5.3.5 反应体系初始p H对苯酚去除效果的影响 |
| 5.3.6 反应温度对苯酚去除效果的影响 |
| 5.4 反应机理分析 |
| 5.4.1 活化机理研究 |
| 5.4.2 TOC的去除与PMS利用率分析 |
| 5.5 Co_2Fe_3Cu_4-LDOs的稳定性分析 |
| 5.5.1 Co_2Fe_3Cu_4-LDOs的重复利用性研究 |
| 5.5.2 Co_2Fe_3Cu_4-LDOs的溶出测定 |
| 5.6 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 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（9）过氧乙酸强化电化学体系处理有机废水效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 高级氧化技术概述 |
| 1.2.2 电化学氧化法研究进展 |
| 1.2.3 基于过氧乙酸的高级氧化技术 |
| 1.3 研究意义和内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 电化学活化过氧乙酸体系的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.2.4 监测分析方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 不同体系中MB脱色效率 |
| 2.3.2 反应参数对EC/PAA体系性能的影响 |
| 2.3.3 EC/PAA体系对不同污染物的降解效率 |
| 2.3.4 自由基掩蔽实验 |
| 2.3.5 UV-Vis和 TOC分析 |
| 2.3.6 亚甲基蓝的降解路径推测 |
| 2.3.7 EC/PAA体系反应机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 电化学协同二价铁活化过氧乙酸体系的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂和仪器 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 检测分析方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 不同体系中MB脱色效率 |
| 3.3.2 反应参数对EC/Fe~(2+)/PAA体系性能的影响 |
| 3.3.3 EC/Fe~(2+)/PAA体系对不同污染物的降解效率 |
| 3.3.4 活性物质的鉴定 |
| 3.3.5 协同体系中PAA利用率 |
| 3.3.6 铁离子在溶液中的变化和沉积 |
| 3.3.7 UV-Vis和 TOC分析 |
| 3.3.8 EC/Fe~(2+)/PAA体系反应机理 |
| 3.3.9 电能消耗分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 电化学协同三价铁活化过氧乙酸体系的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂和仪器 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 不同体系中MB脱色效率 |
| 4.3.2 协同体系中PAA利用率 |
| 4.3.3 反应参数对EC/Fe~(3+)/PAA体系性能的影响 |
| 4.3.4 EC/Fe~(3+)/PAA体系对不同污染物的降解效率 |
| 4.3.5 自由基掩蔽实验 |
| 4.3.6 铁离子在溶液中的变化和沉积 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
（10）酸性催化剂强化单乙醇胺CO2解吸的动力学与热力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 CO_2捕集与封存技术 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 新型吸收溶剂 |
| 1.3.2 优化工艺 |
| 1.3.3 新型催化剂改良法 |
| 1.4 本文选题依据及研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 催化剂的合成及制备 |
| 2.3 解吸动力学实验 |
| 2.3.1 实验装置及流程 |
| 2.3.2 碱性形态吸附实验 |
| 2.3.3 CO_2负载测量方法 |
| 2.4 催化剂表征 |
| 2.4.1 N_2吸附脱附实验(BET) |
| 2.4.2 X射线衍射实验(XRD) |
| 2.4.3 全反射傅里叶红外光谱测试(ATR-FTIR) |
| 2.5 热力学实验装置及流程 |
| 2.6 平衡反应模型 |
| 2.7 吸收性能评价方法 |
| 2.8 解吸性能评价方法 |
| 2.9 本章小结 |
| 第3章 固体酸催化剂强化单乙醇胺CO_2解吸的动力学研究 |
| 3.1 催化剂表征实验结果 |
| 3.1.1 BET表征结果 |
| 3.1.2 XRD表征结果 |
| 3.1.3 FT-IR表征结果 |
| 3.2 固体酸催化剂强化解吸动力学性能 |
| 3.2.1 解吸过程FT-IR光谱 |
| 3.2.2 催化剂体系下的CO_2负载变化 |
| 3.2.3 催化剂体系下pH变化 |
| 3.2.4 催化剂对体系温度的影响 |
| 3.3 CO_2催化解吸机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 固体酸催化剂强化单乙醇胺CO_2解吸的热力学研究 |
| 4.1 酸性催化剂强化MEA体系吸收性能 |
| 4.1.1 吸收反应的热流变化及吸收热 |
| 4.1.2 吸收反应的反应时长及表观吸收速率 |
| 4.2 酸性催化剂强化MEA体系解吸性能 |
| 4.2.1 酸性催化剂对循环负载的影响 |
| 4.2.2 酸性催化剂强化体系的再生能耗 |
| 4.2.3 酸性催化剂体系显热及潜热 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 过渡金属离子均相催化单乙醇胺CO_2解吸研究 |
| 5.1 实验试剂 |
| 5.2 实验装置及流程 |
| 5.3 平衡反应模型 |
| 5.4 铜镍离子强化MEA均相体系的吸收性能 |
| 5.4.1 吸收反应的热流变化及吸收热 |
| 5.4.2 吸收反应时长及表观吸收速率 |
| 5.5 铜镍离子强化MEA均相体系的解吸性能 |
| 5.5.1 铜镍离子对循环负载的影响 |
| 5.5.2 铜镍离子强化体系再生能耗 |
| 5.5.3 铜镍离子强化体系显热与潜热 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
四、TOC测定MEA溶液中CO_2含量的方法研究（论文参考文献）
- [1]基于MEA-乙醇吸收的旋转床用于沼气中CO2脱除性能与模拟研究[D]. 尹龙天. 北京化工大学, 2021
- [2]焦炉煤气脱硫过程的催化水解和吸收特性研究[D]. 田相峰. 华北电力大学(北京), 2021
- [3]醇胺溶液捕集CO2过程的氧化、热降解研究[D]. 李红. 大连理工大学, 2021(01)
- [4]基于CCS的化学解吸-矿物固定工艺试验研究[D]. 邓兆雄. 华东交通大学, 2021(01)
- [5]零价铁基材料联合二氧化碳自由基还原硝酸盐的研究[D]. 王冰青. 四川师范大学, 2021(12)
- [6]醇胺吸收富液中CO2的化学解吸试验研究[D]. 王璐璐. 华东交通大学, 2021(01)
- [7]节旋藻固定烟气CO2的细胞控碳传输和应激抗逆机制研究[D]. 朱颜霞. 浙江大学, 2021
- [8]多元层状双金属（氢）氧化物的制备及其活化PMS降解苯酚废水的研究[D]. 李彤. 太原理工大学, 2021(01)
- [9]过氧乙酸强化电化学体系处理有机废水效能的研究[D]. 孙梦婷. 燕山大学, 2021(01)
- [10]酸性催化剂强化单乙醇胺CO2解吸的动力学与热力学研究[D]. 王玉龙. 华北电力大学(北京), 2021(01)