一、含酚废水的太阳光/Fenton氧化预处理技术（论文文献综述）
熊富忠,温东辉[1]（2021）在《难降解工业废水高效处理技术与理论的新进展》文中进行了进一步梳理难降解工业废水高效处理是制约我国经济发展与环境保护的重大问题,近年来我国及其他国家在该领域取得了技术和理论上的巨大进步。首先总结了工业废水预处理-生物处理-深度处理三级处理体系的技术全貌,对各级处理单元具有代表性的技术及其适用性、发展趋势进行了讨论;其次重点论述了在污染物降解途径识别、微生物群落结构和功能解析、高风险污染物生态和健康风险评价等方面的理论探索。在我国大力推进生态文明建设、实施绿色低碳发展战略的背景下,日益多元化和系统化的废水治理技术与理论体系将深刻影响未来工业发展的布局和路径。
伏吉帅[2]（2020）在《改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究》文中认为随着工业的飞速发展,焦化废水排放量与日俱增,对环境与人类造成的危害日益严重。电化学氧化技术通过施加电流将污染物在电极表面直接或间接氧化为无害物质除去。在工业废水处理领域,该技术因无二次污染、氧化能力强及自动化操作等特点备受关注。因此,为有效处理焦化废水,本文采用改性二氧化铅电极（ESIXPb-I）对其进行电氧化处理。为实现焦化废水“零排放”标准,本研究采用ESIXPb-I电极电氧化降解实际焦化废水。考察电流密度、初始p H及氯离子浓度对废水降解的影响,探讨焦化废水电氧化的反应机理。研究结果表明,ESIXPb-I电极具有高的结晶度和良好的导电性,且析氧电位（1.84 V）与加速寿命（75 h）均比Ti/Pb O2电极高。利用ESIXPb-I电极降解焦化废水,增加电流密度可提高污染物的降解速率;碱性条件有利于·OH与Cl O-的生成,促进氨氮与有机物间接氧化为氮气、二氧化碳和水;适量的氯离子浓度可提高污染物的去除率。在30 m A·cm-2、初始p H=9及氯离子浓度700 ppm条件下,反应30 min后,氨氮与COD去除率均达到100%,且降解过程符合伪一级动力学。为实现焦化废水中酚类化合物的有效去除,本研究以苯酚为处理对象,采用ESIXPb-I电极电氧化降解焦化含酚废水,考察电流密度、电解液浓度及苯酚初始浓度对降解的影响。研究结果表明,电流密度的增加可提高氧化剂的产率,促进苯酚降解;电解液浓度的提高可增强导电性与活性氯的生成;苯酚初始浓度的增加可促进HCl O、臭氧、·OH与苯酚之间的催化反应,提高苯酚的去除率。因此,在20 m A·cm-2、0.02 mol·L-1 Na Cl及300 ppm苯酚条件下,反应120 min后苯酚去除率达94%,降解过程符合伪一级动力学。此外,对比ESIXPb-I电极与Ti/Pb O2电极的苯酚处理效率。结果表明,ESIXPb-I电极的电催化性能优于Ti/Pb O2电极,且电流效率高、能耗低。同时,苯酚的电化学氧化过程为间接氧化,其主要氧化剂为活性氯和臭氧。采用高催化活性ESIXPb-I电极电氧化降解实际焦化废水,氨氮与COD均彻底去除,实现废水“零排放”标准,为企业节能减排、提高企业经济效益与社会效益提供新思路,对其工业化应用具有重大的指导意义。此外,利用ESIXPb-I电极电化学氧化焦化含酚废水,能耗低且苯酚去除率高,可推广性强。因此,ESIXPb-I电极在焦化废水处理方面具有极强的优势。
葛福想[3]（2020）在《异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究》文中研究表明煤转化工艺过程中产生大量高浓度有机废水,其控制与处理一直是煤化工领域的难题。我国煤炭资源与水资源逆向分布,大规模发展煤化工必将受到水资源“质”（水质）和“量”（水量）两方面限制。均相Fenton试剂(Fe2+/H2O2)生成羟基自由基（?OH）,可无选择地破坏有机污染物,对去除煤化工废水中芳烃类、酚类、芳胺类具有明显优势。但存在强酸性处理环境、污泥产量高以及催化剂难分离等关键问题。异相Fenton催化剂将铁离子固相化,形成铁、铁离子掺杂型、铁氧化物等,在高初始pH值下促进H2O2分解,并抑制铁泥产生,但固相化过程中原子的相互作用使得Fe（III）/Fe（II）循环速率更慢,导致催化剂活性降低。因此,本文提出利用碳点、Fe2O3和g-C3N4构建具有全可见光范围响应的异相光Fenton催化剂,利用更宽的光谱激发更多的光电子以加速Fe（III）/Fe（II）循环。本文以尿素和柠檬酸为原料水热制备氮掺杂碳点（NCDs）,通过水热反应和煅烧将其与Fe2O3、g-C3N4复合,制备异相光Fenton催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4并表征相关性能。结果表明NCDs和Fe2O3的复合未影响g-C3N4结构,复合后形成紧密的界面有利于拓宽材料的光谱吸收范围。研究Fe2O3、NCDs、g-C3N4负载量对催化剂活性的影响规律,由于NCDs可增强光吸收能力和抑制空穴-电子复合,延长光电子寿命,增加电子被活性位点的捕获机会,从而提高催化降解效率,在进一步提高NCDs用量时,由于NCDs的“屏蔽效应”,光降解速率受到抑制;作为铁源的Fe2O3,增强了对光照对吸收能力并促进H2O2分解产生活性自由基,但过量的Fe2O3作为光催化过程中光生电子空穴对的复合中心,并依次覆盖g-C3N4表面的活性中心,降低了反应效率;Fe2O3和NCDs质量一定时,FeCl3?6H2O:NCDs:g-C3N4质量比为3:1:1所制备复合材料,由于g-C3N4可与Fe2O3能带匹配,体系降解速率最高。选取煤化工废水典型污染物苯酚和吲哚作为降解目标,配制模拟废水,分别研究不同复合材料、降解体系、初始pH、H2O2投加量、催化剂投加量和污染物初始浓度对降解效果的影响规律。NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料的催化活性明显高于Fe2O3/g-C3N4和Fe2O3,载体g-C3N4与NCDs和Fe2O3三者之间有良好的协同作用;NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料可拓宽Fenton反应pH范围;随着H2O2或催化剂投加量的增多,降解效率呈现先升高后降低的趋势,随着污染物初始浓度的升高降解效率逐渐降低。为阐明降解机理表征了光电流响应曲线和活性物种,发现NCDs/Fe2O3/g-C3N4的瞬态光响应电流大于Fe2O3/g-C3N4和g-C3N4。其值为5.86μA/cm-2,是Fe2O3/g-C3N4和g-C3N4瞬态光响应电流的2.4倍和9.7倍,且NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料的光电阻显着降低,表明NCDs在Fe2O3/g-C3N4体系可以进一步提高光电化学性能,促进Fe2O3与g-C3N4间的电荷转移,提高了光诱导电荷的分离和转移效率。自由基清除实验和EPR/DMPO捕获实验,结果表明羟基自由基（?OH）和空穴（h+）在光催化过程中是主要的活性物种。在光照条件下,NCDs和g-C3N4的光生电子向Fe2O3转移,促使Fe2O3表面的Fe（III）还原为Fe（II）,且光生h+可与H2O反应生产H2O2,进而提高异相光Fenton催化反应效率。通过进行循环试验,并结合反应后对复合材料的XRD和FTIR分析结果。发现NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料在光照和H2O2存在下具有良好的稳定性。本内容整体上实现了利用异相光Fenton催化剂在紫外可见光区域促进Fe（III）/Fe（II）的循环目标,对煤化工废水中的典型污染物有较高的降解效率,应用前景广阔。该论文有图41幅,表6个,参考文献131篇。
倪聪聪[4]（2020）在《基于一种新型非贵金属阴极电催化还原对硝基苯酚的性能与机制研究》文中研究说明对硝基苯酚（p-NP）是一种工业上广泛应用的化学原料。由于具有难生物降解性和致癌毒性,p-NP被美国环境保护局列为优先污染物。目前,一些传统处理技术可用于p-NP废水的处理,但是这些技术存在一定的缺陷,例如芬顿反应过程化学试剂消耗大、臭氧氧化过程能效低、物理吸附过程吸附剂难再生等。电催化还原反应可将含硝基官能团的难生物降解酚类污染物转变为可生物降解物质,因此电催化还原过程可作为p-NP废水生物处理的前处理工艺,而研发高效、廉价的非贵金属材料是提升其工业应用潜力的关键。鉴于此,开发了还原态TiO2催化阴极(TiO2-x/Ti电极),利用缺陷赋予TiO2-x的高效催化还原特性实现p-NP还原去除,提升p-NP的生物可降解性。在制备TiO2-x/Ti电极过程中控制TiO2晶型结构和还原温度有利于调节TiO2-x/Ti电极的电化学还原活性,锐钛矿型TiO2在低温条件下更易制备出具有高效p-NP还原活性的电极。在初始浓度为0.1 m M的p-NP溶液中,Ti电极的表观还原速率常数仅为0.0083 min-1,在Ti基底表面原位生成的TiO2/Ti电极的表观还原速率能达到0.0196 min-1。缺陷的存在显着提升了TiO2的还原活性,TiO2-x/Ti电极还原速率常数可达到0.0294 min-1。同时,TiO2-x/Ti电极的电化学活性面积为5.2 cm2,而TiO2/Ti电极的活性面积仅为2.9 cm2。此外,在缺陷调控基础上通过晶面调控制备具有高能（001）晶面的还原态TiO2电极(001-TiO2-x/Ti电极),进一步提升TiO2电催化还原活性。001-TiO2-x/Ti电极的电化学活性面积可到达30 cm2,远远高于未经晶面调控的TiO2-x/Ti电极。较低的溶液p H有利于H+与电子结合,从而通过Volmer反应生成原子氢,因此在酸性条件下p-NP在001-TiO2-x/Ti电极上的还原效率更高。随着阴极施加电位的升高,p-NP的去除速率增加,电位的升高不但强化了直接还原效率,而且通过提升原子氢产量增强了间接还原效率。对于001-TiO2-x/Ti电极,即使在高浓度的p-NP氛围下仍保持较高的去除率（>80%）,表明晶面调控后的001-TiO2-x/Ti电极具有更好的应用潜力。另外基于CV测试和叔丁醇捕获实验,发现p-NP在001-TiO2-x/Ti电极上的去除主要依靠间接反应路径。最后,我们发现通过阴阳极互换工艺能有效延长电极使用寿命。总之,本论文通过缺陷刻蚀和晶面调控逐步优化TiO2催化材料的电化学活性,构建了一个以电化学还原工艺为主体用于处理含酚废水的电化学体系。同时通过直接还原和间接还原路径实现了p-NP的从抗氧化难生物降解到可生物降解的转变。结果表明经过最终改性后的TiO2电极即便面对高浓度含酚废水也能有效处理,降低含酚生物毒性。最后通过电化学倒极有效提升了该电极的稳定性,为工业应用提供了一定的参考价值。
周希同[5]（2020）在《基于BiO2-x的复合半导体光催化剂的制备及其光催化降解性能研究》文中提出基于太阳能的半导体光催化技术兼具解决了能源短缺和环境污染两大问题,由于其环境友好型和资源节约型等优点,已经成为了能源转换和环境治理等领域的研究热点。伴随着工业大规模的扩张导致含多环芳烃类和酚类等可生化性差的难降解有机物工业废水排放日益增加,高级氧化技术是目前最流行的工业废水深度处理技术,其反应产生的强氧化性自由基可将难降解有机污染物直接矿化或通过氧化提高污染物的可生化性以便于传统处理。光催化氧化法以太阳光为启动能源,依靠工业中易制得的催化剂发生光催化反应来降解有机物,相比其它的高级氧化法其具有环保、高效和廉价等优点而有望在未来得到广泛应用。因此,寻找低成本高效率的光催化剂或通过改性来提高催化剂的活性是目前光催化技术的研究重点。本文以富含氧空位的BiO2-x光催化剂为基础,通过W离子掺杂和还原氧化石墨烯（RGO）气凝胶的复合来提高其催化性能及循环利用性。具体研究内容如下:（1）采用水热法制备不同比例的WBO复合材料光催化剂,使用XRD,UV-Vis DRS,SEM,TEM,PL和XPS等手段对样品进行了表征分析,在模拟太阳光下进行了对硝基苯酚的光降解性能测试,结果表明1%WBO复合材料具有最佳的光催化降解性能。BiO2-x中氧空位的引入及W离子的掺杂均有效地提高了 BiO2-x内部电子-空穴对的分离效率,增强了光催化降解性能。（2）采用水热法制备了 BiO2-x/RGO 气凝胶,使用 XRD,UV-Vis DRS,SEM,EDX,PL和FT-IR等手段对样品进行了表征分析,在模拟太阳光下进行了对硝基苯酚的光降解性能测试,结果表明BiO2-x/RGO气凝胶比纯样BiO2-x和纯RGO气凝胶有更好的去除有机物的能力。BiO2-x/RGO气凝胶中还原氧化石墨烯的导电性能有助于提高BiO2-x的电子-空穴对分离效率,增强了光催化降解性能,而且RGO气凝胶的强吸附作用协同去除了对硝基苯酚,此外,受益于载体RGO气凝胶圆柱体的易回收性,BiO2-x/RGO气凝胶显示出了极佳的循环利用性能。
徐皓[6]（2019）在《光催化-电芬顿双池氧化体系处理苯酚废水》文中进行了进一步梳理苯酚废水作为一种危害性最大、污染范围最广的常见难降解有机废水,严重威胁生态环境和人类健康,引起社会各界的广泛关注,逐渐成为水体环境污染治理工作的重点。尽管生物处理工艺应用最为普遍,但其难以对苯酚废水实现有效降解。近年来,高级氧化技术吸引了科研工作者的兴趣,它能够通过羟基自由基（·OH）等强氧化活性物质的原位生成,降解甚至完全矿化绝大部分有机物。然而,单独的高级氧化技术有时无法取得令人满意的结果。基于此,本论文将光催化和电芬顿氧化技术相结合,构建光催化-电芬顿双池氧化体系,对苯酚废水进行处理,以提高降解效能。本实验通过超声浸泡法优化制备Fe@Fe2O3/CF电芬顿阴极,工艺参数如下:FeCl3·6H2O浓度为3 g/L,超声时间为20 min,NaBH4浓度为15 g/L,烘干时间为90 min;通过阳极氧化法优化制备TiO2/Ti光催化阳极,工艺参数如下:H2SO4浓度为1.0 mol/L,HF浓度为0.2 mol/L,氧化电压为20 V,氧化时间为2 h,氧化温度为40℃,煅烧温度为500℃。经分析表征可知,所制备的电极均具备良好的催化活性。采用上述制备的Fe@Fe2O3/CF复合阴极和纳米TiO2/Ti复合阳极,构建光催化-电芬顿双池氧化体系,处理苯酚废水。首先,通过单因素实验探究氧化体系受各种因素的影响情况,得到最优运行工艺参数如下:阴极曝气速率为0.4 L/min,施加电流密度为10.0 mA/cm2,阴极池pH为3,阳极池pH为7,电解质Na2SO4浓度为0.05 mol/L,阳极紫外光光照强度为500 mW/cm2。在此条件下,经过180min反应时间后,阴极池中总酚和COD的去除率分别为98.7%和85.6%,阳极池中总酚和COD的去除率分别为92.5%和41.2%,说明主要有机污染物大幅度减少,可生化性明显增强,从而水质得到改善。同时,光催化-电芬顿双池氧化体系消耗电能为6.4 kW·h,阴极池和阳极池的电流效率分别为49.3%和10.7%。通过循环实验可知,Fe@Fe2O3/CF阴极和纳米TiO2/Ti阳极可分别重复使用5和7次,且维持对有机污染物的良好降解能力。因此,该氧化体系具有良好的高效、经济和稳定性能。在最佳运行工艺状态下,发现该氧化体系的阴极电芬顿池和阳极光催化池的TOC降解过程均符合一级反应动力学模型,其反应速率常数分别为0.009 min-1和0.003 min-1。为深入研究该氧化体系的作用机理,通过捕获实验考察了各类氧化活性物质的影响程度,结果表明,阴极池中氧化活性物质对苯酚降解的贡献程度大小依次为·OH和·O2-,阴极池中氧化活性物质对苯酚降解的贡献程度大小依次为·OH、·O2-和h+。同时,以此研究结果为基础,结合电化学和光化学的相关理论知识,提出了处理难降解有机废水的合理运行途径。根据上述结果,光催化和电芬顿双池氧化系统的高效能力主要归因于强烈的协同作用。一方面,阴极电芬顿吸引阳极表面产生的电子,避免与空穴的复合,增加与有机污染物的接触机会,大幅度提高阳极光催化性能;另一方面,阳极光催化为双池氧化体系提供更多的电子,强化自由基反应,迅速降解甚至完全矿化难处理有机污染物。
丁世敏[7]（2019）在《磺胺类抗生素的光降解及其光致毒性研究》文中研究指明抗生素是世界上使用最广泛的药物之一。由于被大量而频繁地使用,以及自身的水溶性、稳定性、难挥发等特点,导致抗生素源源不断地进入环境并呈现一种持久存在的状态。由于其影响表面水体及污水处理厂中的微生物群落,危及水生生态平衡,并且促使细菌耐药性的出现,因而日益成为一类新型的环境污染物受到全世界的关注。磺胺类抗生素是人类和动物最常用的抗生素,其生产和使用量非常庞大,且处于持续增加的状态,环境影响状况不容乐观,其在环境中的存在、迁移、转化、去除、及其环境效应成为抗生素研究中的重要课题。光化学降解是环境中磺胺抗生素降解的主要途径之一。磺胺分子结构及环境条件是影响磺胺光降解的主要因素,天然水体中的诸多成分皆可能影响其光降解效率。同时光降解过程中产生的次级产物也可能对水体产生二次毒性;当前的市政生活污水是抗生素最主要的汇集源,但传统的废水处理方法难以对抗生素进行处理,探求高效处理水中抗生素的技术方法,也是国内外学术界的重要任务。目前关于磺胺类抗生素的光降解已有大量研究,并取得了系列重要研究进展。然而,在磺胺光降解的研究中关于环境组分对不同形态的磺胺的光降解的影响、磺胺结构与稳定性的关系、光降解过程的毒性变化及磺胺的光降解技术等方面的研究还不够清楚和不够系统。据此,本文研究工作共分四个部分:第一部分,选取典型磺胺类抗生素,分析在有氧及缺氧条件下不同存在形态的磺胺的光降解行为以及在实际水体中的降解情况,进一步阐释环境中磺胺的光降解规律;第二部分,探索高级氧化技术对磺胺抗生素降解的可行性;第三部分,探讨磺胺在光降解过程中的环境毒性;第四部分,通过量子化学计算,分析不同结构的磺胺的稳定性及反应活性,预测其光降解反应的难易。主要研究结论如下:1.典型磺胺抗生素的光降解研究以磺胺甲恶唑（SMX）和磺胺二甲基嘧啶（SMT）分别为含五元环取代基磺胺和含六元环取代基磺胺的典型代表,运用实验方法重点探讨了溶解氧和氯离子对不同存在形态的SMX和SMT的光降解的影响。在此基础上,考察了污水、海水、江水、湖水、自来水等实际水样中SMT的光降解效率,由此分析实际水样中各组分对SMT光降解的复合作用。实验结果表明,相同条件下,SMX比SMT光降解速率快得多,这与SMX和SMT分子中取代基结构不同有关;缺氧条件下,SMX在中性分子态时降解速率最大,阴离子状态下反应速率最小;溶解氧对中性分子形态的SMX的光解具有较大的促进作用;光照过程中,产生了1O2、O2·ˉ和·OH等ROS,其中以·OH为主要组分,·OH的强氧化性进一步促进了SMX的降解。与SMX相反,溶解氧对三种形态的SMT的降解都起着抑制作用;缺氧条件下,离子形态的SMT降解率高于中性分子态,说明缺氧条件下SMT降解主要来自吸收光子后的SMT激发态分子的直接降解;有氧光照时,SMT的自敏化现象明显,其中1O2为主要活性物种,其在光降解中对SMT的三重态起猝灭作用,抑制了SMT的降解。Clˉ对中性分子形态的SMX的光降解基本无影响,对阴离子态的SMX有抑制作用,高浓度的Clˉ对各种形态的SMT都有促进作用。不同水介质中的SMT降解率都大于纯水中的降解,其大小顺序为:污水>海水>鉴湖水>长江水>自来水>纯水。此实验结果为不同介质中各组分对SMT光降解的复合作用结果。2.高级氧化技术对磺胺二甲基嘧啶的降解研究探讨了太阳光电Fenton体系及零价铁光降解体系（UV-Vis/Fe（0）/H2O2体系）对SMT的降解规律,优化了最佳降解条件。太阳光电Fenton体系中利用了太阳光,讨论了pH值、外加电压及Fe（III）用量对SMT处理效果的影响;UV-Vis/Fe（0）/H2O2体系中讨论了光强、曝气、铁屑种类及浓度、过氧化氢及SMT初始浓度对降解的影响。结果表明,相同条件下,太阳光电Fenton技术相较于太阳光Fenton及电Fenton来说,对磺胺二甲基嘧啶的降解率可从19.1%提高到74.5%,太阳光电Fenton体系产生的·OH与SMT的降解率成正相关,太阳光电Fenton体系中光、电作用产生的协同机制促进了·OH的产生。在本实验条件下,光电Fenton技术对1 L 10 mg·L-1SMT的最佳降解条件为:溶液中Fe2+浓度为25 mg·L-1,pH=3.0,外加电压E=3V。UV-Vis/Fe（0）/H2O2体系对磺胺的去除效果非常显着,优化条件下可以达到完全去除。对1.0 mg·L-1SMT去除最有利的条件为:曝气情况下,pH=3.0、过氧化氢浓度为5.0 mg·L-1、铸铁屑浓度为0.1 mg·L-1。3.磺胺类抗生素光致毒性研究采用水质急性毒性测试方法,研究了不同条件下SMX及SMT在光降解过程中的藻类毒性及发光细菌毒性,光致藻类毒性以钝顶螺旋藻（S2）、极大螺旋藻（S3）、普通小球藻为试验对象,发光细菌毒性测试以明亮发光杆菌T3变种为试验对象。藻类毒性实验结果表明,溶解氧对藻类的毒性有很大影响,同样条件下,随受试藻种的不同,毒性呈现极大差异。对普通小球藻而言,无论在有氧还是缺氧条件下,SMX及SMT光降解对其生长抑制率不超过6%,大部分时刻光降解液对小球藻起助生长作用。对S2而言,有氧及缺氧条件下SMX原药对S2的抑制率都较低,而降解过程中,呈现出较大的生长抑制性,在10 min和3040min的降解时刻,SMX的降解产物对S2的生长抑制率可达到30%40%,SMX有氧条件下光降解毒性略大于缺氧条件;有氧和缺氧条件下SMT原药对S2的抑制率都接近20%。对S3而言,缺氧条件下的SMX光降解产物对S3生长的抑制比有氧条件下的SMX光降解产物对S3生长的抑制作用显着增强,缺氧条件下SMX在40min光照时刻,对S3生长抑制率接近100%,呈现出非常大的毒性;SMT在有氧和缺氧条件下光降解过程中对S3的抑制性趋势几乎一致,光照约4小时后对S3抑制作用降低。发光细菌毒性实验结果表明,光源及溶解氧对磺胺光降解过程中的发光细菌毒性影响较大。就SMX而言,缺氧条件下,卤灯与紫外光降解液对发光细菌毒性影响呈现相似的变化规律,随着光照时间的增加,发光细菌毒性逐渐降低;在有氧条件下,部分时刻发光细菌毒性略有增强,但相较SMX原药,降解过程中的毒性增加并不显着。缺氧条件下光降解液对发光细菌毒性表现平稳,但有氧条件下,在给定的光照时间范围,卤灯与紫外灯光降解液对明亮发光杆菌的致死率从约10%分别增加到45%、56%。4.磺胺类抗生素结构与反应活性分析根据密度泛函理论,采用MPW1K方法在MPW1K/6-311G（d,p）水平上分别对五种含五元环取代基的磺胺及五种含六元环取代基的磺胺的硬度、软度、亲电性、电负性、前线轨道能等分子反应性指标进行计算,根据活化能指数AEI、稳定指数fH/L等指标判定其稳定性强弱;并以SMX为含五元环取代基的磺胺代表物,以SMT为含六元环取代基的磺胺代表物,计算了在不同质子化形态下磺胺反应活性的差异;进而通过计算SMX的局域软度和Fukui函数,预测光反应中羟基自由基的进攻位置。结果表明:五种含五元环磺胺的化学稳定性由由强到弱的顺序为磺胺噻唑（STZ）、磺胺甲基硫代二嗪（SMZ）、磺胺二甲异恶唑（SXZ）、磺胺二甲异嘧啶（SFX）、磺胺甲恶唑（SMX）;五种六元环取代基磺胺中磺胺嘧啶（SFD）及磺胺氯哒嗪（SCD）的稳定性较高。SMX的阴离子态稳定性最好,中性分子态稳定性最差;SMT在阴离子形态下最不稳定,而在阳离子状态下最稳定。羟基自由基攻击SMX和所有六元环磺胺时,主要攻击的活性位点都在磺胺分子中的S、N、苯环及取代基位置,且各种磺胺差异不大。
游军[8]（2019）在《炭基材料对消解煤化工废水中芳香族有毒物质的实验研究》文中提出煤化工废水属于典型的高浓度有毒有害难处理工业有机废水,水质复杂多变,不经过处理直接排放或者处理程度不够而排放,都会给环境和人类健康带来较高的风险。本文利用高级氧化技术对芳香族有毒物质的消除进行了初步的实验研究,为煤化工废水中芳香族有毒物质的治理提供理论基础。本文分别以有机盐和生物质炭为炭源,采用高温炭化法和水热法制备具有催化性能的炭材料,通过杂原子掺杂方法提高炭材料催化去除芳香族有毒物质（以苯酚和吡啶作为目标毒性物质）的性能;探索炭材料消解毒性物质的影响因素和反应机理,为有机毒性物质的消解提供重要的基础数据。主要研究内容如下:（1）以柠檬酸钙为炭源,采用高温炭化、氮和硫共掺杂方法制备多孔炭材料。通过扫描电镜、透射电镜、氮气等温吸脱附、X射线衍射（XRD）和X射线光电子能谱（XPS）考察了炭材料的物理结构和化学表面性质;通过苯酚的催化氧化实验评估了氮、硫掺杂后的炭材料（NS-CCa800）对有毒物质的消解性能。结果表明:制备的炭材料具有高比表面积(886-1935 m2·g-1)和发达的孔结构(孔容5.08-12.87cm3·g-1),氮、硫元素的掺杂有效提高了多孔炭对过氧化物的催化性能;多孔碳与硫脲的质量比为1:0.3时（NS-CCa800-3）,对苯酚的去除效果最好（40 min内苯酚的去除率可达到91%）。结合自由基淬灭实验可知,有机毒性物质的消解过程是由自由基途径和非自由基途径共同发挥作用。（2）以葡萄糖为炭源,采用水热炭化、铁离子掺杂方法制备生物质炭材料。通过扫描电镜（SEM）、EDS、XPS和红外等表征炭材料的物理结构和表面化学性质;通过吡啶的光助类Fenton氧化实验考察了不同催化体系消解吡啶的性能,分析H2O2含量、反应溶液的pH对吡啶消解性能的影响,评估催化剂的稳定性和可重用性。结果表明:水热炭化后的炭材料（HTC）表面含有丰富的含氧官能团（羟基、羰基和羧基）;三价铁离子（Fe（III））与碳球表面的含氧官能团形成络合物;在近中性（pH=6）、H2O2含量为80 mM条件下,Fe（III）-HTC/H2O2/Vis体系对吡啶的去除率可达95%以上;Fe（III）-HTC重复使用四次后,对吡啶的去除率仍能达到70%。在可见光照射下,经由HTC与Fe（III）的电荷转移形成Fe（II）活化H2O2产生羟基自由基（·OH）在该反应体系中发挥主要作用。
张睿[9]（2017）在《电解-A/O-DMBR处理含酚废水实验研究》文中提出含酚废水主要来源于焦化厂、煤气厂、石油炼制厂、印染厂以及医药化工企业等,其中典型污染物有喹啉、吲哚、苯酚和苯酚同系物,这类废水因毒性大、可生化性低、难处理等特点成为水处理行业的重难点。我国目前正处于经济迅猛发展期,由此而带来的工业废水污染问题日益严重,因此,针对此类废水提出切实可行的处理手段已迫在眉睫。电解法作为一种高效能、低污染的高级氧化技术,具有氧化性强、操作简单、占地面积小、无二次污染等优点,其在废水处理领域已彰显出重要地位;动态膜生物反应器（DMBR）作为一种新型城镇污水处理技术,不仅具备传统膜生物反应器（MBR）出水水质好、产泥率低等优点,同时具有过滤通量大、反冲洗较方便等特点,使其成为一种替代传统工艺的潜在技术。本课题采用电解-A/O-DMBR耦合工艺处理含酚废水,主要探究耦合工艺对污染去除效果以及污泥混合液特性与膜污染内在联系,以寻求一种高效能、低污染的废水处理方法,以期为有毒有害废水处理领域提供科学依据和理论基础。本研究以人工配置的含酚废水为研究对象,考察A/O-DMBR工艺对进水苯酚极限耐受浓度以及在此范围内最佳工艺参数,实验选取水力停留时间（HRT）、回流比（R）和溶解氧（DO）作为探究因素。结果表明:A/O-DMBR系统对苯酚极限耐受浓度为110mg/L;最佳工艺参数为:水力停留时间为24h、回流比为200%、溶解氧为3mg/L时最为合适。参考大量含酚废水处理相关文献,确定将电解法作为废水预处理手段。采用单因素实验考察初始pH、电压、极板间距、电解质浓度和初始苯酚浓度等影响因素对预处理效果的影响;在此基础上,利用响应面分析法（RSM）对各因素进行优化并确定影响程度相对大小;在最佳工艺参数基础上进一步探究不同进水苯酚浓度下有机物降解动力学模型。实验结果表明:各影响因素对苯酚去除率贡献大小为电压>电解质浓度>极板间距>初始pH>初始浓度;电压+初始浓度、电解质浓度+初始浓度对苯酚去除率具有高度显着性（P<0.01）。最佳电解参数:初始pH为6.56、电压为24.93V、极板间距为20.05mm、电解质浓度为2.46g/L、初始浓度为368.87mg/L时,苯酚出水浓度为10.84mg/L,实验验证值为17.89mg/L。在最佳参数下分别对浓度为100mg/L、200mg/L、300mg/L、400mg/L和500mg/L苯酚进行电解处理,结果表明5个浓度梯度的电解过程均符合一级反应动力学模型。在最佳工艺条件下,研究电解-A/O-DMBR耦合工艺对污染物去除效果以及污泥混合液特性与膜污染阻力之间内在联系。结果表明:耦合工艺对苯酚、COD、TP、氨氮和总氮均有良好处理效果,去除率分别达到100%、98%、89%、92.5%和86%。通过相关性分析发现,污泥浓度（MLSS）、污泥粘度、相对疏水性（RH）、溶解性微生物产物（SMP）与膜污染阻力（Rf）之间均存在关系,各影响因素对Rf的贡献率排序为:MLSS>SMP>粘度=RH。其中,MLSS与污泥粘度相关性较强（rp=0.788）,实验表明将MLSS控制在6g/L以内不仅可以降低污泥粘度还能延缓工艺运行周期。借助三维荧光光谱（EEM）技术发现,SMP组分中以腐殖酸、富里酸和蛋白质为主,对比膜池和出水中SMP组分能够看出,蛋白质作为大分子物质大部分被截留在膜池中,而蛋白质含量与Rf相关系数为0.723,进一步证明:蛋白质是造成膜污染的重要原因之一;通过测定SMP中多糖含量发现,多糖作为亲水性基团主要提供者与RH有紧密关系,且二者都是引起膜通量下降重要原因。通过多元线性回归分析得出膜污染阻力模型:Rf(×1011)=0.855+0.244MLSS+0.588粘度-0.004RH+0.008SMP。
王华英[10]（2013）在《BCB组合工艺处理苯酚丙酮废水的研究》文中指出酚,通式为ArOH,最简单的酚为苯酚。酚的用途相当的广泛,其用量与日俱增,含酚废水污染环境的程度日益严重,对人类所造成的危害也逐渐加深,正是由于酚类化合物对人体有非常严重之危害,因此,美国卫生机构规定饮用水中酚含量必须低于1mg/L,而我国工业废水排放标准也规定工业废水中酚含量不得高于5mg/L。化工、炼油等行业的废水含酚量往往在1000mg/L以上,因此,对高毒性、难降解的苯酚废水进行有效的治理意义非常重大。目前,含酚废水处理方法主要有物理法、化学法、生化法以及电化学法,其中物化法和生物法在工业上的应用较为成功,有很高的处理效果。结合高化公司化工事业部污水处理的具体实际情况的前提下,本论文选择了BCB组合工艺处理苯酚丙酮废水的研究工作。本中试试验研究了一种处理苯酚丙酮生产废水的新工艺,即由生化预处理、化学氧化和生化后处理依次串联而成的组合工艺,简称BCB组合工艺,并与传统的CB工艺作了对比,分析了废水水质情况,拟定了中试运行控制参数,探讨了中试装置各单元控制及稳定运行条件,观察运行情况,得到了较满意的运行结果。通过试验发现苯酚丙酮生产废水经BCB组合工艺处理后其水质指标可以达到上海市二级排放标准。因此,BCB组合工艺处理苯酚丙酮生产废水在技术是完全可行的。在中试基础上对苯酚丙酮废水处理进行了工艺设计,分别从一级生化处理工艺、催化氧化工艺、二级生化工艺、污泥处理、处理效果预测等几个方面加以研究探讨,装置实际运行获得满意的处理效果。
二、含酚废水的太阳光/Fenton氧化预处理技术（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、含酚废水的太阳光/Fenton氧化预处理技术（论文提纲范文）
（1）难降解工业废水高效处理技术与理论的新进展（论文提纲范文）
| 0 引 言 |
| 1)推动了废水处理技术的多元化发展。 |
| 2)丰富与深化了废水处理技术的理论体系。 |
| 3)促进工业生产走向绿色发展道路。 |
| 1 废水处理技术的多元化发展 |
| 1.1 预处理技术 |
| 1.1.1 基于物质转移的预处理技术 |
| 1.1.2 基于物质转化的预处理技术 |
| 1.2 生物处理技术 |
| 1.2.1 厌氧生物处理 |
| 1.2.2 好氧生物处理 |
| 1.2.3 生物强化策略 |
| 1.3 深度处理技术 |
| 2 废水处理理论体系的丰富与深化 |
| 2.1 基于高分辨物质检测的难降解污染物转化途径识别 |
| 2.2 工业废水处理系统微生物群落结构与关键功能解析 |
| 2.3 工业高风险污染物的生态与健康风险评估与削减 |
| 3 结论与展望 |
（2）改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 焦化废水水质特点及危害 |
| 1.3 焦化废水处理技术 |
| 1.3.1 预处理 |
| 1.3.2 生物处理 |
| 1.3.3 深度处理 |
| 1.4 电极材料 |
| 1.4.1 贵金属电极 |
| 1.4.2 混合金属氧化物电极 |
| 1.4.3 PbO_2电极 |
| 1.5 研究意义及主要工作 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 电极测试方法 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.3.2 加速寿命测试(ALT) |
| 2.3.3 线性扫描伏安测试(LSV) |
| 2.3.4 循环伏安测试(CV) |
| 2.3.5 交流阻抗测试(EIS) |
| 2.3.6 电子顺磁共振(EPR) |
| 2.3.7 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.3.8 紫外-可见分光光度法 |
| 第三章 ESIXPb-I电极电氧化降解焦化废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 Ti/PbO_2电极的制备 |
| 3.2.2 ESIXPb-I电极制备 |
| 3.2.3 ESIXPb-I电极和Ti/PbO_2电极的电化学性能测试 |
| 3.2.4 ESIXPb-I电极的电催化性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的XRD分析 |
| 3.3.2 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的析氧电位分析 |
| 3.3.3 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的粗糙度分析 |
| 3.3.4 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的交流阻抗分析 |
| 3.3.5 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的加速寿命分析 |
| 3.3.6 ESIXPb-I电极的电催化性能及动力学分析 |
| 3.3.7 焦化废水中氨氮的降解机理 |
| 3.3.8 焦化废水中COD的降解机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 ESIXPb-I电极电氧化降解焦化含酚废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 模拟含酚废水 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同电流密度的影响 |
| 4.3.2 不同电解液浓度的影响 |
| 4.3.3 不同苯酚初始浓度的影响 |
| 4.3.4 ESIXPb-I电极与Ti/PbO_2电极电催化性能对比 |
| 4.3.5 苯酚氧化过程的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究内容与技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 煤化工废水中有机污染物处理方法 |
| 2.2 碳点光催化研究进展 |
| 2.3 石墨相氮化碳光催化研究进展 |
| 2.4 异相光Fenton催化研究进展 |
| 3 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂合成及表征 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 光催化降解煤化工废水中典型有机污染物 |
| 4.1 溶液标准曲线绘制 |
| 4.2 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂降解苯酚性能研究 |
| 4.3 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂降解吲哚性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 光催化机理和催化剂稳定性研究 |
| 5.1 催化机理 |
| 5.2 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂稳定性 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）基于一种新型非贵金属阴极电催化还原对硝基苯酚的性能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究的目的及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 活泼金属还原法 |
| 1.2.4 高级氧化法 |
| 1.2.5 电催化脱硝 |
| 1.3 研究尚存问题 |
| 1.4 主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析 |
| 2.1 实验试剂及仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验装置和实验用水 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.3 电极的制备 |
| 2.3.1 氢气还原法制备TiO_(2-x)/Ti电极 |
| 2.3.2 水热-低温氢还原法制备001-TiO_(2-x)/Ti电极 |
| 2.4 实验分析 |
| 2.4.1 有机物浓度测定 |
| 2.4.2 材料物化分析 |
| 2.4.3 材料电化学分析 |
| 2.5 数据处理 |
| 第3章 TiO_(2-x)/Ti阴极用于电催化还原对硝基苯酚实验 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验装置 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同电极对硝基苯酚还原效果比较 |
| 3.3.2 电化学性能分析 |
| 3.3.3 晶型结构的影响 |
| 3.3.4 初始p-NP浓度的影响 |
| 3.3.5 还原温度的影响 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 高效电还原对硝基苯酚基于001-TiO_(2-x)/Ti阴极 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验装置 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 电极的物化特性描述 |
| 4.3.2 不同阴极对硝基苯酚还原效果比较 |
| 4.3.3 溶液pH和阴极电位的影响 |
| 4.3.4 初始浓度和还原温度的影响 |
| 4.3.5 反应机理 |
| 4.4 本章小节 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）基于BiO2-x的复合半导体光催化剂的制备及其光催化降解性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水体中的难降解有机污染物 |
| 1.2.1 多环芳烃类污染物 |
| 1.2.2 酞酸酯类污染物 |
| 1.2.3 酚类污染物 |
| 1.3 高级氧化技术 |
| 1.3.1 Fenton法和类Fenton法 |
| 1.3.2 臭氧氧化法 |
| 1.3.3 湿式氧化法和湿式催化氧化法 |
| 1.3.4 光化学氧化法和光催化氧化法 |
| 1.4 半导体光催化技术 |
| 1.4.1 光催化技术发展历程 |
| 1.4.2 光催化技术原理 |
| 1.4.3 光催化降解原理 |
| 1.4.4 半导体光催化剂的改性 |
| 1.5 Bi基半导体光催化材料 |
| 1.5.1 Bi基氧化物和硫化物 |
| 1.5.2 Bi基多组分氧化物 |
| 1.5.3 Bi基卤氧化物 |
| 1.6 石墨烯基材料概述 |
| 1.6.1 石墨烯简介 |
| 1.6.2 氧化石墨烯 |
| 1.6.3 还原氧化石墨烯气凝胶 |
| 1.7 论文选题思路、主要内容及研究意义 |
| 1.7.1 选题思路 |
| 1.7.2 主要内容 |
| 1.7.3 研究意义 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验所用仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验所用主要仪器 |
| 2.1.2 实验所用主要试剂 |
| 2.2 表征方法 |
| 2.2.1 X射线粉末衍射(XRD)测试 |
| 2.2.2 扫描电子显微镜(SEM)测试 |
| 2.2.3 透射电子显微镜(TEM)测试 |
| 2.2.4 紫外-可见漫反射(UV-Vis DRS)测试 |
| 2.2.5 光致荧光光谱(PL)测试 |
| 2.2.6 傅里叶变换红外光谱(FT-IR)测试 |
| 2.2.7 X射线光电子能谱(XPS)测试 |
| 2.3 光催化性能测试 |
| 2.3.1 光催化降解有机污染物 |
| 2.3.2 循环测试实验 |
| 2.3.3 反应过程中活性物种测试 |
| 第三章 W掺杂BiO_(2-x)复合材料的制备及其光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 催化剂的制备 |
| 3.3 复合材料的表征与分析 |
| 3.3.1 X射线粉末衍射(XRD)分析 |
| 3.3.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.3.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 3.3.4 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.3.5 紫外-可见漫反射(UV-Vis DRS)分析 |
| 3.3.6 光致荧光光谱(PL)分析 |
| 3.4 光催化性能测试 |
| 3.4.1 光催化降解对硝基苯酚性能测试 |
| 3.4.2 光催化剂的循环稳定性测试 |
| 3.4.3 反应过程中活性物种测试 |
| 3.5 光催化反应机理推断 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 BiO_(2-x)/RGO气凝胶的合成及其光催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 催化剂的制备 |
| 4.3 复合材料的表征与分析 |
| 4.3.1 X射线粉末衍射(XRD)分析 |
| 4.3.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 4.3.3 能量色散X射线荧光光谱(EDX)分析 |
| 4.3.4 傅里叶变换红外光谱(FT-IR)分析 |
| 4.3.5 紫外-可见漫反射(UV-Vis DRS)分析 |
| 4.3.6 光致荧光光谱(PL)分析 |
| 4.4 光催化性能测试 |
| 4.4.1 光催化降解对硝基苯酚性能测试 |
| 4.4.2 光催化剂的循环稳定性测试 |
| 4.4.3 反应过程中活性物种测试 |
| 4.5 光催化反应机理推断 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士研究生期间发表论文 |
| 致谢 |
（6）光催化-电芬顿双池氧化体系处理苯酚废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含酚废水概述 |
| 1.3 含酚废水传统处理法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 高级氧化法概述 |
| 1.4.1 电Fenton氧化法 |
| 1.4.2 光催化氧化法 |
| 1.4.3 超声氧化法 |
| 1.4.4 湿式氧化法 |
| 1.4.5 超临界水氧化法 |
| 1.4.6 其他氧化法 |
| 1.5 问题的提出 |
| 1.6 课题研究 |
| 1.6.1 课题研究内容 |
| 1.6.2 课题创新点 |
| 1.6.3 课题技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 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 实验方法 |
| 2.2.1 阴极Fe@Fe_2O_3/CF的制备 |
| 2.2.2 阳极TiO_2/Ti的制备 |
| 2.2.3 盐桥的制备 |
| 2.2.4 实验装置 |
| 2.3 电极表征及分析检测方法 |
| 2.3.1 电极表征方法 |
| 2.3.2 分析检测方法 |
| 第3章 电极材料的制备与表征 |
| 3.1 阴极的制备与表征 |
| 3.1.1 阴极Fe@Fe_2O_3/CF的制备 |
| 3.1.2 阴极Fe@Fe_2O_3/CF的表征 |
| 3.2 阳极的制备与表征 |
| 3.2.1 阳极TiO_2/Ti的制备 |
| 3.2.2 阳极TiO_2/Ti的表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 光催化-电芬顿降解苯酚的效能研究 |
| 4.1 光催化-电芬顿降解苯酚的影响因素 |
| 4.1.1 曝气速率对处理效果的影响 |
| 4.1.2 电流密度对处理效果的影响 |
| 4.1.3 溶液pH值对处理效果的影响 |
| 4.1.4 电解质浓度对处理效果的影响 |
| 4.1.5 光照强度对处理效果的影响 |
| 4.2 光催化-电芬顿降解苯酚的效能 |
| 4.2.1 主要水质参数变化 |
| 4.2.2 电能消耗和电流效率 |
| 4.3 稳定性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 光催化-电芬顿降解苯酚的机理研究 |
| 5.1 TOC去除动力学分析 |
| 5.2 自由基检测 |
| 5.3 降解反应机理推断 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A(攻读学位期间所发表的学术论文) |
（7）磺胺类抗生素的光降解及其光致毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 环境中抗生素的来源及存在 |
| 1.3 环境中抗生素的光降解研究概述 |
| 1.4 磺胺抗生素的研究概述 |
| 1.4.1 常见磺胺类抗生素的结构及性质 |
| 1.4.2 环境水体中磺胺类抗生素的残留现状 |
| 1.4.3 磺胺类抗生素的环境效应 |
| 1.4.4 磺胺类抗生素的环境转归 |
| 1.4.5 磺胺类抗生素的光化学行为及光降解技术 |
| 1.5 本文研究内容及研究意义 |
| 1.5.1 现有研究中的不足 |
| 1.5.2 本论文主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线及实施方案 |
| 1.5.4 选题的理论意义和实用价值 |
| 参考文献 |
| 第二章 典型磺胺抗生素的光降解研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验装置 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同存在形态的SMX和SMT的吸收光谱 |
| 2.3.2 光源的影响 |
| 2.3.3 溶解氧对SMX及 SMT光降解的影响 |
| 2.3.4 水中Cl~-对SMX及SMT光降解的影响 |
| 2.3.5 磺胺二甲基嘧啶在不同水介质中的光降解研究 |
| 2.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 高级氧化技术对磺胺二甲基嘧啶的降解 |
| 3.1 引言 |
| 3.1.1 高级氧化技术 |
| 3.1.2 太阳光电Fenton法简介 |
| 3.1.3 UV-Vis/Fe(0)/H_2O_2光降解技术简介 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.3 太阳光电Fenton法对磺胺二甲基嘧啶的降解 |
| 3.3.1 不同Fenton体系对SMT的降解效果 |
| 3.3.2 pH值对光电Fenton降解SMT的影响 |
| 3.3.3 外加电压对光电Fenton降解SMT的影响 |
| 3.3.4 Fe~(2+)用量的影响 |
| 3.3.5 降解动力学分析 |
| 3.4 UV-Vis/Fe(0)/H_2O_2体系对磺胺二甲基嘧啶的降解 |
| 3.4.1对照实验 |
| 3.4.2 光强的影响 |
| 3.4.3 曝气影响 |
| 3.4.4 铁屑种类的影响 |
| 3.4.5 初始pH值的影响 |
| 3.4.6 铁屑用量的影响 |
| 3.4.7 过氧化氢初始浓度的影响 |
| 3.4.8 SMT初始浓度的影响 |
| 3.4.9 降解动力学分析 |
| 3.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 磺胺类抗生素光致毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.1.1 水质毒性的藻类生长抑制实验测试 |
| 4.1.2 水质毒性的发光细菌法测试 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 实验药品 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 藻种与培养条件 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.3 磺胺类抗生素光致藻类毒性研究 |
| 4.3.1 SMX/SMT对普通小球藻的急性毒性 |
| 4.3.2 SMT/SMX对钝顶螺旋藻(S_2)的急性毒性 |
| 4.3.3 SMT/SMX对极大螺旋藻(S_3)的急性毒性 |
| 4.3.4 SMT光降解对三种藻的急性毒性比较 |
| 4.3.5 SMX光降解对三种藻的急性毒性比较 |
| 4.4 磺胺类抗生素光致发光细菌毒性研究 |
| 4.4.1 SMX光降解对发光细菌的急性毒性 |
| 4.4.2 SMT光降解对发光细菌的急性毒性 |
| 4.4.3 磺胺光降解毒性与降解路径 |
| 4.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 磺胺类抗生素反应活性的理论研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 密度泛函理论 |
| 5.2.1 密度泛函理论(DFT) |
| 5.2.2 分子描述符 |
| 5.3 计算方法及分析内容 |
| 5.4 含五元环取代基的磺胺类抗生素化学反应活性分析 |
| 5.4.1 五种含五元环取代基的磺胺抗生素的结构 |
| 5.4.2 不同五元环取代基磺胺抗生素的稳定性分析 |
| 5.4.3 SMX在三种质子化形态下的稳定性分析 |
| 5.4.4 不同形态的SMX反应活性位点分析 |
| 5.4.5 SMX与·OH反应活性位点分析 |
| 5.5 含六元环取代基的磺胺类抗生素化学反应活性分析 |
| 5.5.1 五种含六元环取代基的磺胺抗生素的结构 |
| 5.5.2 不同六元环取代基磺胺抗生素稳定性分析 |
| 5.5.3 SMT在三种质子化形态下的稳定性分析 |
| 5.5.4 五种含六元环磺胺类抗生素活性位点分析 |
| 5.5.5 理论结果与实验结果相比较 |
| 5.6 小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足之处 |
| 6.4 展望 |
| 在学期间所发表的文章 |
| 致谢 |
（8）炭基材料对消解煤化工废水中芳香族有毒物质的实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 煤化工废水危害及处理利用现状 |
| 1.3 芳香族有机有毒物质的危害 |
| 1.4 高级氧化技术在消解芳香族有机有毒物质的应用 |
| 1.4.1 Fenton试剂法 |
| 1.4.2 湿式氧化法 |
| 1.4.3 炭基材料催化氧化法 |
| 1.4.3.1 多孔炭 |
| 1.4.3.2 生物质炭 |
| 1.5 研究目标及内容 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 创新点 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 实验部分和方法介绍 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 主要仪器设备和实验试剂 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 催化剂结构表征和性能测试 |
| 2.3 分析指标和测定方法 |
| 2.4 实验机理 |
| 3 氮、硫共掺杂多孔炭消解苯酚实验研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验仪器设备 |
| 3.1.2 炭材料催化剂的制备 |
| 3.1.2.1 多孔炭的制备 |
| 3.1.2.2 氮、硫共掺杂多孔炭的制备 |
| 3.1.3 苯酚消解实验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 催化剂的表征分析 |
| 3.2.2 氮、硫掺杂多孔炭活化过硫酸盐消解苯酚 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 三价铁改性水热炭光助类Fenton消解吡啶实验研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验仪器设备 |
| 4.1.2 炭材料催化剂的制备 |
| 4.1.2.1 水热炭的制备 |
| 4.1.2.2 铁离子改性水热炭的制备 |
| 4.1.3 光助类Fenton消解吡啶实验 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 催化剂的表征分析 |
| 4.2.2 Fe(Ⅲ)-HTC在光照下消解吡啶性能研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）电解-A/O-DMBR处理含酚废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含酚废水来源、特点及危害 |
| 1.1.1 含酚废水来源和组成 |
| 1.1.2 含酚废水水质特点和危害 |
| 1.2 国内外处理含酚废水常用方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 高级氧化技术 |
| 1.2.4 电解氧化+生物法耦合技术 |
| 1.3 课题研究目的及意义 |
| 1.4 课题研究内容和技术路线 |
| 第二章 实验材料及分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验用污泥 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 常规项目检测 |
| 2.2.2 污泥混合液组分测定 |
| 2.2.3 响应面分析 |
| 2.2.4 动力学分析 |
| 2.2.5 光谱学分析 |
| 2.2.6 膜污染分析 |
| 第三章 A/O-DMBR处理含酚废水 |
| 3.1 污泥驯化及启动 |
| 3.1.1 驯化阶段活性污泥性能变化 |
| 3.1.2 活性污泥浓度变化 |
| 3.1.3 驯化期有机物去除效果 |
| 3.2 不同工艺条件对污染物去除效果影响 |
| 3.2.1 苯酚负荷对污染物去除效能影响 |
| 3.2.2 水力停留时间对污染物去除效能影响 |
| 3.2.3 回流比对污染物去除效能影响 |
| 3.2.4 溶解氧对污染物去除效能影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 电解法预处理含酚废水工艺优化研究 |
| 4.1 单因素实验 |
| 4.1.1 初始pH对苯酚降解效果的影响 |
| 4.1.2 电压对苯酚降解效果的影响 |
| 4.1.3 极板间距对苯酚降解效果的影响 |
| 4.1.4 电解质浓度对苯酚降解效果的影响 |
| 4.1.5 初始浓度对苯酚降解效果的影响 |
| 4.2 工艺参数优化 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 响应面模型分析 |
| 4.2.3 最优工艺参数确定及验证 |
| 4.3 苯酚降解动力学模型 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 电解-A/O-DMBR处理含酚废水实验研究 |
| 5.1 电解-A/O-DMBR处理含酚废水 |
| 5.1.1 污染物去除效能变化 |
| 5.1.2 污泥浓度变化 |
| 5.1.3 污泥粘度变化 |
| 5.1.4 RH变化 |
| 5.1.5 溶解性性微生物产物（SMP）变化 |
| 5.2 膜污染倾向分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（10）BCB组合工艺处理苯酚丙酮废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 国内外处理含酚废水的研究进展 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 高级氧化法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 BCB处理法的提出 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 第2章 BCB组合工艺处理苯酚丙酮废水的中试研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 废水水质 |
| 2.3 BCB组合工艺处理苯酚丙酮生产废水的中试研究 |
| 2.3.1 中试装置与中试工艺流程 |
| 2.3.2 中试运行控制参数 |
| 2.3.3 中试运行情况 |
| 2.3.4 中试结果 |
| 2.3.5 小结 |
| 第3章 苯酚丙酮废水处理的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.1.1 废水处理设施运行现状 |
| 3.1.2 实现优化整合是“十五”发展规划的需要 |
| 3.1.3 实现优化整合是环保要求的需要 |
| 3.2 工艺设计基础 |
| 3.2.1 装置能力 |
| 3.2.2 装置组成 |
| 3.2.3 原料及辅料 |
| 3.2.4 处理后达标废水的排放去向及污泥产生量 |
| 3.2.5 节能措施 |
| 3.3 工艺说明 |
| 3.3.1 生产方法 |
| 3.3.2 工艺技术路线简述 |
| 3.3.3 工艺流程 |
| 3.3.4 与本项目有关的污染情况及处理方法 |
| 3.3.5 主要危险物料分析 |
| 3.3.6 其它危险因素分析 |
| 3.3.7 界区条件表 |
| 3.3.8 营运期水环境影响分析 |
| 3.3.9 主要经济技术指标 |
| 3.4 处理效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、含酚废水的太阳光/Fenton氧化预处理技术（论文参考文献）
- [1]难降解工业废水高效处理技术与理论的新进展[J]. 熊富忠,温东辉. 环境工程, 2021
- [2]改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究[D]. 伏吉帅. 太原理工大学, 2020
- [3]异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究[D]. 葛福想. 中国矿业大学, 2020
- [4]基于一种新型非贵金属阴极电催化还原对硝基苯酚的性能与机制研究[D]. 倪聪聪. 青岛理工大学, 2020(02)
- [5]基于BiO2-x的复合半导体光催化剂的制备及其光催化降解性能研究[D]. 周希同. 西北师范大学, 2020(01)
- [6]光催化-电芬顿双池氧化体系处理苯酚废水[D]. 徐皓. 湖南大学, 2019(07)
- [7]磺胺类抗生素的光降解及其光致毒性研究[D]. 丁世敏. 西南大学, 2019(05)
- [8]炭基材料对消解煤化工废水中芳香族有毒物质的实验研究[D]. 游军. 河南理工大学, 2019(07)
- [9]电解-A/O-DMBR处理含酚废水实验研究[D]. 张睿. 安徽建筑大学, 2017(04)
- [10]BCB组合工艺处理苯酚丙酮废水的研究[D]. 王华英. 华东理工大学, 2013(06)