一、“催化剂污水”处理工艺的改进（论文文献综述）
伊鲁东[1]（2021）在《新型孔板水力空化体系的构建及降解抗生素类污染物的研究》文中指出抗生素是一类常见的抗菌药物,广泛地应用于医疗、畜牧和养殖业中。近年来,随着市场需求的增加,抗生素产量也不断提高,同时也伴随着生产和使用过程中产生高浓度抗生素废水的处理问题。通常,抗生素类药物结构较为复杂和性质较为稳定,导致其难以被降解,这无疑给传统水处理方法的使用带来了巨大的困难。因此,寻找新型有效的处理抗生素废水的方法和技术工艺具有重要的意义。水力空化方法作为一种设备简单、无二次污染的高级氧化技术已受到研究者们的广泛关注。本文考察了空化器的几何参数和降解实验的操作条件,优化了水力空化体系中的各个参数。并探索了水力空化与其他高级氧化技术的结合方法。这对开发我国具有自主知识产权的污水处理技术与工艺具有重要的学术意义和应用价值。第一部分,首先研究了不同孔板几何参数,包括孔口形状（圆形孔口、正方形孔口和三角形孔口）、孔板厚度（2.00-6.00 mm）、孔口个数（n=1-5）和孔口发散角（a=0°和±45°）对水力空化降解诺氟沙星的影响。随后考察了溶液pH（3.0-9.0）、溶液中诺氟沙星的初始浓度（5.0-15 mg/L）等操作条件对水力空化降解诺氟沙星的影响。为了更好地探讨诺氟沙星在水力空化体系中的降解机理,还进行了自由基（·OH和·O2-）的捕获实验。此外,采用优化几何参数设计的孔板,考察了水力空化与添加的氧化剂（H2O2、K2S2O8和Na Cl O）的结合对诺氟沙星的降解效果。在最佳条件下进行了总有机碳（TOC）分析并确定了矿化程度。采用液相色谱-质谱联用仪（LC-MS）对诺氟沙星降解过程中的中间产物进行了检测。实验结果表明,在pH=3.0,操作温度40°C,入口压力5.0 bar,初始诺氟沙星浓度10 mg/L的条件下,采用厚度4.00 mm,三个方形孔口（每个孔口的边长L=1.77 mm）且孔口发散角为0°的孔板,诺氟沙星在水力空化体系中的降解率可达84.20%,在水力空化+H2O2体系中诺氟沙星的降解率可达96.45%。TOC测试结果表明,在水力空化体系中连续循环150 min,诺氟沙星的矿化率可达71.57%,表明水力空化能有效地矿化诺氟沙星分子。LC-MS的结果表明,诺氟沙星分子在水力空化过程中可降解为一系列低分子量的中间产物,并且这些中间产物能够被进一步氧化为CO2、H2O和一些无机离子。总体而言,本工作证明了水力空化是一种大规模处理抗生素废水的有效方法。第二部分,利用水力空化进行了金霉素在水溶液中的降解。考察了孔口分布区直径（19 mm、32 mm和40 mm）、孔板入口区长度（100 mm、200 mm和300 mm）和孔板出口区长度（100 mm、200 mm和300 mm）等不同装置参数对水力空化降解金霉素的影响,获得了较强的水力空化效应。还采用Box-Behnken设计（BBD）和响应面法（RSM）研究了入口压力1.0-5.0 bar、溶液pH为5.0-9.0、金霉素初始浓度5.0-15 mg/L等操作条件对水力空化降解金霉素的影响。此外,还探讨了无机阴离子(Cl-、CO32-和SO42-)和金属离子(Na+、Mg2+、Ca2+)对水力空化降解金霉素反应的影响。采用优化的装置参数,在适当的压力、溶液pH值和金霉素初始浓度下,水力空化与H2O2组合工艺对金霉素的降解效率也得到了提高。在最佳条件下进行TOC分析,以确定矿化程度。采用LC-MS检测了金霉素降解过程中的中间产物。实验结果表明,采用直径为32 mm的孔口分布区、100 mm的孔板入口区长度和200 mm的孔板出口区长度的水力空化装置,在入口压力为3.0 bar,初始浓度为10 mg/L,pH=7.0的水力空化和水力空化+H2O2体系中,降解率分别达到78.53%和94.65%。第三部分,制备了磁性Z型(TiO2/Er3+:YAl O3)/NiFe2O4光催化剂,构建了水力空化和光催化结合的体系用于有效地降解废水中的土霉素。采用XRD、SEM、ED X-mapping、TEM、EDX、XPS、DRS和PL等表征技术,研究了Z型(TiO2/Er3+:Y Al O3)/NiFe2O4光催化剂的晶体结构、化学组成、形貌和光学性能。并比较了不同光催化剂的存在下,水力空化-光催化组合体系对土霉素的降解效率。同时还考虑了土霉素初始浓度对土霉素降解的影响。在使用Z型(TiO2/Er3+:YAl O3)/NiFe2O4光催化剂的水力空化与光催化复合体系(HC+(TiO2/Er3+:YAl O3)/NiFe2O4+光)中,连续循环90 min时,土霉素的降解率可达84.45%,这远高于在使用单纯水力空化体系中的降解率（33.99%）。同时还进行了自由基捕获实验,探讨了土霉素的降解机理。最后,提出了在磁性Z型(TiO2/Er3+:YAl O3)/NiFe2O4光催化剂的存在下,光催化强化水力空化降解土霉素的可能的机理。
张燕羽[2]（2021）在《基于新型催化阴极的光电芬顿体系构建及其降解水中PhACs研究》文中提出以药用活性化合物（PhACs）为代表的新型有机污染已成为全球关注的主要水环境问题之一。这类物质很难通过传统生化处理工艺有效降解,最终进入环境中。PhACs在河流、湖泊、海洋甚至饮用水中已被频繁检出,引发一系列环境问题,威胁人类健康。电化学高级氧化技术（EAOPs）是以电子为反应试剂,利用电场协同作用产生强氧化性羟基自由基（·OH）的绿色水处理技术,可有效氧化水中难降解有机物,具有高效、清洁和环境友好的优势。其中光电芬顿（PEF）工艺通过引入紫外光强化电子转移提高氧化能力,可深度矿化污染物,具有良好应用前景。PEF工艺处理性能主要受阴极表面电子迁移速度和传质效率影响。本研究通过制备并优化新型生物质材料,构建了具有2e-O2还原反应（2e--ORR）高催化活性的PEF体系,探讨了阴极材料表面性质、构效关系与催化机理之间关系,考察了其处理水中PhACs的氧化效能和降解机理,并在此基础上搭建了自维持太阳光伏电池耦合太阳光电芬顿的绿色水处理单元,探讨了PEF实际应用的可行性。主要研究内容和结论如下:（1）非金属改性的生物质炭催化阴极开发及其氧化污染物规律研究:制备了新型壳聚糖基生物质炭并以邻菲啰啉对其进行非金属改性,评估了其微观形貌、表面基团和电化学催化活性。证明氮改性过程改善了催化剂孔隙结构和比表面积(从6提高至63 m2 g-1),提高了表面含氮量和石墨化程度,可强化电子转移和2e--ORR选择性。开发了一种气体扩散电极（GDE）制备工艺,制成了一种以生物质炭为核心的GDE阴极。考察了不同催化阴极2e--ORR性能及其处理醋丁洛尔（ACE）氧化能力,发现氮改性生物质GDE具有更优秀H2O2生成能力,可高效降解水中ACE。通过与非活性BDD阳极协同,氮改性GDE在反应360 min后可完全矿化0.046 m M ACE。检测到6种芳香族和5种脂肪族降解产物,ACE分子结构中氮元素更倾向于转化为氨氮释放。（2）生物质炭微观结构调控强化2e--ORR及其应用于PEF过程效能研究:为进一步改良制备工艺和改善催化效能,以琼脂为碳源经两步灼烧和蒸汽活化制备了具有高比表面积生物质催化剂。通过调控活化时间可改善催化剂微观形貌,提高比表面积和Vm/Vμ比。处理20 min后碳材料比表面积最高(1,248 m2 g-1),所制备的GDE具有优秀的2e--ORR活性。反应30 min时电流效率约为95%,高于某商用电极（75%）。评价了不同水质条件对模型污染物ACE氧化效能和降解机理的影响。发现相同电导率下降解速度遵循:实际废水<SO42-/Cl-<Cl-<SO42-的规律,说明·OH与Cl-反应及H2O2与活性氯反应会导致·OH浓度降低和体系氧化能力下降。体系内活性氯会氧化ACE,降解过程中共检测到6种氯代苯系物产生。实际废水存在的NOM也会导致降解和矿化速率降低,可通过调整操作条件实现其有效处理。（3）基于高效Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）循环的活性炭纤维（ACF）阴极PEF体系调控机制研究:评价了ACF阴极表面性质对PEF体系催化机理和效能的影响。发现高比表面积ACF阴极可提供更多反应位点,加速DO催化还原和Fe2+再生,促进·OH生成。高比表面积ACF阴极PEF体系降解水中200 mg L-1头孢氨苄（CLX）的矿化率可达76%。检测了CLX降解过程中产生的无机离子、小分子羧酸和芳环产物,发现孔隙结构更丰富的ACF阴极对有机污染物的矿化更为彻底。PEF降解CLX主要通过硫氧化、羟基化和脱羧作用使CLX分子结构逐渐被氧化破坏。出水中TOC主要以有机酸形式存在（83%）,71%有机氮被氧化为无机离子释放。（4）自维持太阳光伏电池（SPC）-太阳光电芬顿体系（SPEF）构建及光电协同机理研究:采用具有连续光谱太阳光为能源和驱动力,通过能量衡算,完成SPC-SPEF核心技术单元匹配,开发出无需外界能源输入的环境友好型水处理集成装置。该装置处理水中200 mg L-1甲氧苄啶（TMP）的矿化率可达80%。通过单因素条件实验确定了操作最佳条件为:1.0 m M Fe2+,p H 3.0和18 m A cm-2。检测到TMP在SPEF体系中降解过程会通过羟基化、羰基化和去甲基化反应生成十种芳环产物。该装置可通过模式转换（SPC-SPEF/PEF或SPC-SPEF/EF）克服光照时长对SPEF的运行限制,对偏远地区高浓度有机废水处理提供了新思路。自维持SPC-SPEF体系对于光电芬顿的实际应用具有很好的参考价值。
孙杨[3]（2021）在《多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究》文中研究表明随着中国工业的快速发展,工业污水中难降解有机污染物的含量逐渐增加,为我国水环境的治理带来了极大的挑战。Fenton水处理技术,尤其是非均相Fenton催化体系,对该类污染物具有优越的降解性能,对国家人民健康、环境生态保护、以及社会经济的发展都具有重要的意义。因此,开发高性能非均相Fenton催化剂已成为Fenton水处理技术的研究核心,而较低的有机物降解效率和H2O2利用率一直是阻碍其工业实际应用的两大因素。本文结合材料可控制备技术,设计并构建了 Fe基与Cu基两大非均相Fenton催化体系,并对催化体系中H2O2分解产生·OH和·OH氧化降解污染物的两大反应体系进行了不同侧重点的研究。在H2O2分解并产生·OH的反应体系中,遵循提高控速步骤的速率与抑制副反应的思路,建立了催化体系的构-效关系,并结合相关动力学研究,实现了 H2O2利用率的提高;在污染物降解的反应体系中,以实际工业应用为导向,选择工业废水中的难降解污染物（如硝基苯、喹啉、合成染料等）作为目标污染物,研究不同工艺条件的影响,并探索与生物降解技术偶联的可能性。首先研究了以Fe为主要活性位的Fe-Cu双金属催化体系。使用溶胶-凝胶法制备了一系列Al2O3负载的Fe-Cu双金属催化剂,并将其应用于硝基苯的降解过程中。其中,5Fe2.5Cu-Al2O3对硝基苯的去除率及矿化率均为最优,1 h内降解率可达100%,高于目前文献水平。结合体系中·OH的累积浓度与催化剂电子结构分析结果可知,Fe与Cu之间的协同作用能够提高·OH的生成速率,从而实现了硝基苯的高效深度降解。结合相关动力学研究与硝基苯降解路径来看,硝基苯的主要降解路径为·OH直接氧化,因此优化催化活性与E是能够进一步提高硝基苯降解速率的有效手段。通过响应曲面实验可获得E与各影响因素（反应温度、H2O2初始浓度、反应初始pH值和各因素之间的交互作用）相关的二元回归预测方程,该方程合理可靠,可预测并实现H2O2利用率的优化。随后研究了以Cu为主要活性位的Cu基催化体系。以非均相Cu基催化剂活化H2O2继而产生·OH的过程为切入点,首先通过调控单Cu模型催化剂中的Cu物种,并结合催化剂表征及密度泛函理论计算,确定了Cu+是吸附活化H2O2以及产生·OH的主要活性位,揭示了非均相Cu基Fenton催化剂活化H2O2产生·OH的反应机理。基于此理论,向筛选出的5Cu/Al2O3450催化剂中引入第二金属Sn以提高Cu物种周围电子云密度和催化剂表面的Lewis酸位点,同时提高了·OH的生成速率（为相关文献中Cu基催化剂的·OH生成量的10倍以上）和H2O2利用率（提高至单Cu催化剂的2倍以上）。为了考察所开发催化剂的普适性,将优化后的实验条件推广至其他难降解污染物（如甲基橙、酚类、含氮污染物等）的处理中,均获得良好的降解效果。处理后废水的生物降解性大大提高,有利于该技术在实际应用中与生化法联用,实现工业废水的深度降解。最后,针对目前本领域基础研究和工业应用尚且存在的问题进行了展望,为今后该类型催化剂的设计开发和的相关反应器和工艺的设计提供了一定的启示。
马祥[4]（2021）在《臭氧催化氧化+A/O组合工艺处理医药中间体废水》文中研究表明随着我国医药中间体行业发展进入到白热化阶段,该行业产生的污水问题也逐渐暴露了出来,污水成分复杂,特异性强,有机物含量较高且难降解,具有生物抑制性和毒性。为此本课题针对华北制药某医药中间体污水处理中心的上流式厌氧反应器（UASB）进水采样,并采用如下组合工艺路线进行研究处理:加药混凝+臭氧/双氧水协同氧化法+A/O型序批式活性污泥法（SBR）反应器+臭氧催化氧化。通过混凝工艺对污水的处理实验,得出最佳混凝条件为:p H=8,PAC的投加量为400 mg/L,PAC投加量与PAM投加量为10:1,混凝搅拌时间为15 min。污水经混凝反应后,出水化学需氧量（COD）的去除率为38.3%。臭氧/双氧水协同氧化实验确认最佳工艺条件为:调节混凝出水初始p H=9,双氧水添加量8.8 g/L,分三批次投加,投加方式比例为2:1:1,臭氧投加量为4.0 g/L,反应时间40 min。臭氧/双氧水预氧化出水COD降解率达到了34.6%,色度的去除达到了99.29%。检测废水原水和电芬顿出水的生物需氧量（BOD5）,结果表明臭氧预氧化出水的BOD5/COD从0.257提高到0.367。实验优化了SBR工艺的溶氧（DO）以及曝气时间（At）的参数,最佳溶氧范围为4±0.5 mg/L,具体工况条件为搅拌5 h、曝气11 h、沉淀1 h、进出水各0.25 h,在此条件下运行SBR状态良好,COD和NH3-N最高去除率分别达到82.3%和65.0%。出水达到下一步深度处理的出水要求。臭氧催化氧化实验试验了Mg O/活性炭催化剂,催化的最佳实验条件为:催化剂投加量为1.2 g/L,p H=9,臭氧投加量为4.0 g/L。最终出水COD降至84.0 mg/L,去除率为84.6%,NH3-N含量未检出,去除率为100%,达到国家排放标准。最后通过对不同工艺出水进行紫外可见吸收光谱分析,进而验证组合工艺能有效提高医药中间体废水的可生化性。
刘冰[5]（2020）在《磷酸硅铝分子筛SAPO-34晶化母液的资源化及产品应用性能研究》文中指出磷酸硅铝分子筛SAPO-34是甲醇制烯烃反应中重要的催化剂。SAPO-34晶化母液是在水热法制备SAPO-34分子筛的过程中产生的一种工业废液,其主要成分为水、模板剂（三乙胺）、铝源（Al2O3）、磷源（磷酸）、硅源（SiO2）及残留的SAPO-34分子筛。母液的直接排放不仅污染环境,还会造成原料浪费,所以有必要对母液进行循环利用。目前对于SAPO-34母液回用的研究主要集中于母液循环法合成SAPO-34分子筛,而其他方面的研究较少。本论文中,一方面回收母液中的三乙胺（TEA）,利用无机元素制备絮凝剂,将制备的絮凝剂应用于城市生活污水的处理中;另一方面利用母液制备SAPO-34分子筛,将其作为载体制备负载型催化剂,应用于催化臭氧氧化NO反应中,并进一步提出一种过硫酸铵协同催化臭氧氧化的同时脱硫脱硝新工艺。具体进行了如下研究工作:（1）分馏法回收SAPO-34母液中的三乙胺,利用剩余的无机元素制备聚磷硫酸铝絮凝剂。结果表明分馏法回收了母液中80.5%的三乙胺,残留三乙胺经过水洗溶出,之后利用催化臭氧氧化技术将其分解。在絮凝剂的制备过程中,利用响应曲面法得出最佳制备条件:[P]/[Al]和[OH]/[Al]的摩尔比分别为0.25和1.05,反应温度85℃。聚磷硫酸铝絮凝剂的主要组成元素为Al、O、P、Na和S,且形成了无定形聚合物。在处理城市生活污水时,聚磷硫酸铝的最佳投加量为40 mg·L-1,浊度、COD和总磷的去除率分别为89.3%、79.7%和72.6%。此外,聚磷硫酸铝的最佳投加量比聚合氯化铝低20 mg·L-1。（2）以SAPO-34母液为实验对象,考察了[SiO2]/[Al2O3]摩尔比、[TEA]/[Al2O3]摩尔比和晶化时间对SAPO-34分子筛合成的影响。结果表明原料配比为Al2O3:P2O5:SiO2:TEA=1.00:1.00:0.16:3.00时,在200℃条件下,反应6 h合成出相对结晶程度较高,平均粒径为2-3 μm的SAPO-34分子筛。将合成的SAPO-34与一种商品级SAPO-34进行对比,发现合成的SAPO-34比表面积更大,晶粒的尺寸更小,而且拥有更多的中强酸中心。在甲醇制低碳烯烃反应中,合成SAPO-34分子筛的催化寿命为商品级SAPO-34催化寿命的2.2倍。（3）以自制的SAPO-34分子筛为载体,制备了 FeOx/SAPO-34催化剂,并将其应用于催化臭氧氧化NO反应中。催化剂的最佳制备条件是:NH4+/SAPO-34在0.05 mol·L-1的硝酸铁溶液中反应15 h。利用电子顺磁共振等技术研究了反应机理,结果表明氧空位是催化剂的活性位点,并检测到超氧自由基和羟基自由基的生成。考察了[O3]/[NO]摩尔比、停留时间、水蒸气体积分数和SO2的浓度对NO氧化率的影响,在最佳反应条件下NO的氧化率达到55.0%。反应50 h后,NO氧化率仅下降了 10.2%,表明FeOx/SAPO-34催化剂具有一定的抗水抗硫性。（4）提出了一种过硫酸铵协同催化臭氧氧化同时脱除燃煤烟气中SO2和NOx的方法。氧化反应后的气体全部通入氨水/过硫酸铵混合溶液中,在优化反应条件下:吸收剂的pH为9.0,过硫酸铵的浓度为0.20 mol·L-1,氨水体积分数为0.8%,反应温度15℃,吸收剂体积为150 mL,NO的转化率和SO2的吸收率分别达到92.6%和100.0%。研究了同时脱硫脱硝中的化学反应:当溶液的pH范围为7.0-9.0时,羟基自由基和硫酸根自由基发挥主要的氧化作用;而pH低于7.0时,臭氧和过硫酸铵起氧化作用。吸收液经过10次的同时脱硫脱硝,反应产物可以制备出含氮量为24.5%的复合肥料。
李佳星[6]（2020）在《Cu2+/ZnO/TiO2复合光催化剂处理油田废水中有机物研究》文中研究说明油田废水中含有大量有机污染物,有毒有害,难以降解,传统水处理工艺对油田废水中的有机物去除效率低、成本高。光催化氧化工艺对有机物的去除效果好,且经济、绿色、环保。对光催化剂进行改性研究,可以大幅度提高光催化剂的光催化活性、提升光催化降解效果,最终用于处理实际油田废水。二氧化钛因为光催化活性高和稳定性好成为改性研究的重点材料之一。以往对二氧化钛进行改性研究多集中于单一物质掺杂改性、贵金属掺杂或半导体复合改性二氧化钛,光催化效果有限且成本高。本研究用溶胶-凝胶法对二氧化钛进行掺杂改性,利用过渡金属铜和氧族化合物氧化锌合成了Cu2+/Zn O/Ti O2,经正交试验得出最佳掺杂量为Cu2+:0.4%,Zn O:0.1%。利用该比例下的新型Cu2+/Zn O/Ti O2光催化降解亚甲基蓝溶液,通过紫外吸收光谱对亚甲基蓝的光催化降解结果进行分析讨论,结果表明:新型Cu2+/Zn O/Ti O2在8w紫外灯光源照射下,光催化降解亚甲基蓝溶液2 h后,降解率达到了99.92%,同等条件下催化效果优于未掺杂改性的二氧化钛光催化剂和单一掺杂光催化剂。对新型Cu2+/Zn O/Ti O2进行X射线衍射仪（XRD）、比表面积（BET）、扫描电镜（SEM）、红外光谱（FT-IR）、紫外光谱（UV-vis）和热重分析（TGA）表征。表征结果表明:掺杂后的新型Cu2+/Zn O/Ti O2的XRD衍射峰值在四种复合光催化剂中最高,为锐钛矿型结构,掺杂效果好,无杂峰出现,纯度较高,平均粒径为16.6 nm;经BET分析可知新型Cu2+/Zn O/Ti O2的比表面积为108.6 m2/g,平均孔径为2.57 nm,一定质量分数的Cu2+和Zn O的掺杂增大了催化剂的比表面积和孔隙数量,使催化剂在光催化反应时吸附能力增强,增大反应接触面,从而提高了新型Cu2+/Zn O/Ti O2的光催化活性;SEM图分析催化剂形貌可知,新型Cu2+/Zn O/Ti O2具有大量孔隙结构及絮状海绵结构;红外光谱显示新型Cu2+/Zn O/Ti O2在3500 cm-1处出现明显的羟基伸缩振动峰,较其他复合光催化剂活性更高;UV-vis光谱表明,新型Cu2+/Zn O/Ti O2对紫外光的吸收能力更强、吸收范围更宽,对光敏感程度高,光催化活性好;TGA分析表明,新型Cu2+/Zn O/Ti O2的最佳煅烧温度约为500℃。经过光催化反应动力学研究以及重复性实验证明,新型Cu2+/Zn O/Ti O2的光催化速率常数是纯Ti O2的约2.3倍,在重复使用5次后,反应速率常数基本保持不变,具有稳定性。建立了小型光催化装置,并对其进行改良,使其光催化降解效率相比原装置提升了7%。探究新型Cu2+/Zn O/Ti O2的最佳光催化实验条件,结果证明:在p H=7,反应温度25℃,反应前物质浓度为100～200 mg/L且催化剂的用量为2.0 g/L情况下,光催化效率最高。在最佳光催化实验条件下对油田废水中典型有机污染物苯胺和乙醇进行光催化降解,结果表明,新型Cu2+/Zn O/Ti O2对苯胺和乙醇的去除率达到了78.5%和68.3%。利用新型Cu2+/Zn O/Ti O2光催化降解实际油田废水中的苯系物（苯、甲苯、二甲苯）和COD,结果表明:光催化降解7h后,新型Cu2+/Zn O/Ti O2对苯、甲苯、邻二甲苯、间二甲苯和对二甲苯的去除率分别为93.7%、89.9%、94.3%、93.6%和95.5%;对COD的去除率为80.9%。经光催化处理后油田废水水样中残余COD值为88.8 mg/L,结果证明新型Cu2+/Zn O/Ti O2能有效去除实际油田废水中的有机物成分,经光催化处理后废水中苯系物和COD含量均符合石油化学工业污染物排放标准（GB31571-2015）。
郭敏[7]（2020）在《Pd/XC-72R与廉价金属电极电化学同步脱氮除磷效能研究》文中研究表明目前,我国城镇污水处理厂二级出水普遍总氮浓度超标。生活污水中碳氮比较低,传统的生物脱氮工艺实现总氮的达标排放需要添加碳源,总磷去除投加的絮凝药剂也导致运行成本增加。本文拟采取电化学还原和电絮凝过程相结合方法实现污水中氮、磷的同步去除。考察自制碳载钯（Pd/XC-72R）阴极和廉价金属铁阳极、廉价金属（铁和铝）分别做阴阳极两类电化学方法对脱氮除磷可行性及影响因素并对其机理进行探讨分析。研究表明,Pd/XC-72R催化剂晶体结构以Pd（111）晶面为主,Pd/XC-72R阴极和铁阳极对污水中氮、磷的同步去除具有可行性。Na Cl的存在促进了氨态氮向氮气的转变。硝态氮的还原率与施加在两极板间的电流密度呈正相关,当电流密度为8 m A/cm2时硝态氮的还原率为100%。整个试验过程中磷酸盐均实现100%的去除。Pd/XC-72R电极具有较高的稳定性。廉价金属电极同步脱氮除磷具有可行性,能够实现81%的总氮去除以及100%的磷酸盐沉淀。电流密度为8 m A/cm2电解1.5 h后硝态氮的还原率高达93.65%,此时溶液中亚硝态氮和氨态氮的浓度分别为0.13 mg/L和3.47 mg/L,生成氮气的选择性高达90.76%。相比于铁片,铝片电极损耗少且脱氮产物中生成氮气更多。研究表明,硝态氮的电化学还原是分步进行的,磷酸盐通过电絮凝共沉淀去除。用铝片电极对北京市某污水处理厂二沉池出水进行脱氮除磷时,电流密度为8 m A/cm2电解1.5 h后,出水水质符合《城镇污水处理厂污染物排放一级A类标准》（GB18918-2002）,计算得出本研究方法的电能损耗为0.54 KWh/m3,电极损耗为0.105 g/m3。
焦东[8]（2020）在《废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究》文中指出造纸工业作为重要的基础原材料产业,具有可持续发展的特点,在国民经济中占据重要地位。基于制浆造纸行业的特殊性,在生产过程中会使用大量的水,即使经过水的循环使用及工艺改进,仍会产生大量的生产废水。造纸废水的特点是排放量大、污染负荷高、成分复杂,其主要污染指标为化学需氧量、生化需氧量、p H、总氮、总磷、氨氮和悬浮物等。为了避免造成严重的环境问题,需对废水处理后达标再排放或再回用以减轻环境压力。制浆造纸废水常规处置方法较多,一般分为化学处理法、物化处理法、生化处理法。目前已经广泛应用到造纸废水深度处理中的方法主要有:化学混凝法等物化法、厌氧/好氧等生物法、芬顿等高级氧化技术、人工湿地等生态处理法等。随着造纸单位水耗标准的推出及淡水资源的缺乏,研究开发基于中水回用的造纸废水处理新工艺具有重要的实际意义。对水处理过程不同工段废水中有机物采用溶剂萃取进行GC-MS分析检测,发现SBR好氧工艺、混凝工艺以及芬顿氧化工艺均可以大量降解造纸废水中的残留有机物,但由于各种方式的作用机理不同,各工艺降解的有机物种类也不尽相同。SBR好氧工艺和混凝工艺之间存在协同作用,在废纸制浆造纸废水处理工段中同时使用这两种工艺可以有效提高有机物的降解能力。芬顿氧化处理降解有机物的能力较强,但芬顿处理后的废水中仍可以检测到未被降解的有机物。研究开发的臭氧氧化新工艺相对芬顿氧化处理,可高效去除废水中有机物且显着降低出水色度,为化学氧化后废水的深度处理与回用提供更好的条件。为了进一步降低生物处理后的废水中难以生化降解的环境污染物质的含量,探究了多种絮凝剂对废水中杂质的絮凝作用。利用造纸厂芬顿污泥制备得到的聚合硫酸铁（PFS）为絮凝剂,聚丙烯酰胺（PAM）为助凝剂,通过絮凝法对废水进行处理,采用响应面法探究了絮凝过程中PFS用量、PAM/PFS体积比和处理温度对废水中化学需氧量（COD）去除率的影响。结果表明,絮凝法可以有效地降低造纸废水中的COD含量,响应面法优化得到的最佳工艺条件为:PFS用量为1.04 m L/L,PAM/PFS体积比为4.99,处理温度为31.54℃。在最优条件下进行验证实验,造纸废水中CODCr的去除率为39.6%,与模型预测值接近。应用响应面法建立的造纸废水COD脱除模型可以有效预测造纸废水中COD的脱除率。PFS用量和PAM/PFS体积比参数之间存在着协同作用,共同影响造纸废水COD的脱除率。针对造纸过程中废水难以达标排放的问题,采用单因素实验的方法探索了臭氧氧化法的深度处理效果。结果表明,以纳米氧化铜作臭氧氧化的催化剂,并且在臭氧发生量为3g/h,催化剂用量为0.25‰,反应过程中温度维持在30℃,反应时间维持在30min的情况下,COD去除率可达95.7%,出水满足GB 3544-2008《制浆造纸工业水污染物排放标准》。实验室自己制备的多孔材料负载Cu O催化剂的回用实验表明,催化剂在不经处理回用5次后,而COD去除率未受明显影响。整个工艺过程稳定性高并且经济环保,适于造纸废水的深度处理工程应用。为了进一步降低氧化废水中的各种离子及微量有机物等指标,实现中水部分回用,采用无机膜和反渗透膜（RO）组成的膜系统对氧化废水进行膜过滤研究。研究发现无机膜和RO膜组成的膜过滤系统对化学氧化处理的废水进行过滤可以有效地降低废水中的TDS、COD、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子浓度等指标,其中TDS、色度、硫酸根离子以及铁离子的去除效果显着,连续运行发现,这些指标降低95%以上。膜系统经过不同时间和次数对化学氧化后废水过滤后,仍然保持良好的过滤效果。相对于不同孔径的无机膜而言,化学氧化废水经过RO膜过滤后,废水中的TDS、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子均显着降低。
刘祖庆[9]（2020）在《芬顿流化法处理难降解污水技术及装置系统研究》文中研究表明随着社会经济与工业的快速发展,难降解污水排放量越来越大,已经成为水污染治理的难题,制约着社会生活和经济发展,攻克难降解污水处理的关键技术已迫在眉睫。这些污水主要来自石油、化工、印染、纺织、焦化等行业,具有成分复杂、色度深、毒性高、难生化等特点。现今普遍采用高级氧化技术对其处理,其中的臭氧氧化法、湿性氧化法、超临界水氧化法、电化学氧化法都存在着投资高、能耗大等问题。高级氧化法中芬顿氧化法技术成熟、适应范围广、抗干扰能力强,但同时也存在药剂利用率低、铁泥产生多等不足。本课题针对现有芬顿氧化法技术不足,通过对颜料、化工等污水的小试实验,发现药剂投加方式、药剂同污水混合搅拌程度是影响COD去除率、药剂利用率、铁泥产生多少的主要因素,优化了芬顿流化床反应条件,探索出药剂先行同原水稀释后再同原水充分混合的工艺操作。在小试实验指导下,研制出新型芬顿流化床中试实验装置,将射流技术应用在加药系统及布水系统中,保证了药剂与原水充分混合,使得瞬间产生的·OH能够快速捕捉到污染物并氧化降解,实现了污水COD去除率高、药剂使用量少、铁泥产生量少的目标。在中试实验装置的基础上,对H公司500t/d印染污水处理项目中开发了新型芬顿流化床工程装置,原水的进水指标COD为1500mg/L,出水指标COD为500mg/L,项目取得成功,较原有的芬顿装置去除率提高40%,药剂投加量减少50%,铁泥产生量减少67%。通过小试实验、中试实验及新型芬顿流化床技术工程化应用,证明新型芬顿流化床技术能够有效处理难降解有机污水,开发的射流加药系统及射流布水系统是芬顿流化床反应装置的核心,反应条件的优化是保证芬顿流化床高效运行的关键。新型芬顿流化床特点和反应条件如下:（1）新型芬顿流化技术处理污水最佳pH值范围3-4,最佳反应氧化还原电位ORP范围490-510mV,30%的H2O2与30%的Fe2+溶液最佳体积比范围为1:2～1:3。（2）先将药剂与原水混合稀释后,再经射流加药装置加入流化床与原水混合反应,处理效果明显提高;（3）通过布水器的射流搅拌与加药装置的流体喷射动力共同作用,整个流化反应区完全处于湍流状态、无死角、均质化程度高、反应充分迅速。（4）新型的芬顿流化床技术比传统的流化床更高效的处理工业难降解有机污水,具有节省药剂、反应充分、占地小、维护方便、铁泥产生少等优点。新型的芬顿流化技术比传统芬顿流化床技术优势明显,能够广泛应用于石油、化工、印染、焦化等行业污水处理,具有广泛的社会效益和巨大经济效益。
周慧慧[10]（2020）在《磁性材料和磁场强化微生物电化学系统电子转移的机理研究》文中指出微生物电化学系统（microbial electrochemical system,MES）是同步实现污水处理和能源回收的新技术,在降解水中有机污染物的同时产生电能、氢气和甲烷等生物能源。提高MES的电子转移及其运行稳定性仍然是实现MES应用存在的瓶颈问题。针对增强MES电子转移及其强化机制的问题,本研究构建了磁性MES,合成了磁性氮掺杂碳材料催化剂,考察了催化剂的组成和结构对氧还原的催化活性和阴极微生物群落的影响;在阳极引入了磁性材料和磁场,考察了磁效应对MES产电和阳极微生物群落的影响;利用RNA测序技术解析了电活性细菌转录组对磁场的响应机制。制备了磁性氮掺杂碳材料催化剂（Fe3O4@N-m C）,实现了高效阴极氧还原反应（oxygen reduction reaction,ORR）。对制备的Fe3O4@N-m C进行了扫描电镜和透射电镜分析,发现其具有明显的核壳结构。X射线衍射、红外光谱及X射线光电子能谱分析证实了材料中Fe3O4及氮掺杂碳的存在。合成的Fe3O4@N-m C材料在氧还原反应过程的电子转移数为3.76,其值高于N-C（3.55）、Fe3O4（2.96）、PANI（2.45）和Fe3O4@m PANI（2.74）。Fe3O4@N-m C为阴极的微生物燃料电池（microbial fuel cell,MFC）促进了电活性细菌Dietzia的富集。为进一步增加材料的活性位点,将活性中心Fe3O4改为纳米级。改进的Fe3O4@N-m C展现了优于Pt/C催化剂的氧还原催化活性和电化学稳定性。使用Fe3O4@N-m C阴极催化剂的MFC（1141 m W/m2）比使用Pt/C阴极催化剂（1022m W/m2）的MFC具有更高的功率密度,表明Fe3O4@N-m C催化剂可以替代MFC常用的Pt/C催化剂。上述研究证实,Fe-N等各种氮官能团、核壳结构和纳米尺寸的Fe3O4核心是提高Fe3O4@N-m C催化剂ORR催化性能和促进电活性细菌富集的主要强化机制。探讨了恒稳磁场对MES系统效能的影响。以磁铁作为MFC的阳极,原位考察不同磁场强度和磁场方向对MFCs的产电性能的影响。结果发现,磁性阳极MFC的输出电压比非磁性阳极MFC增加了71.0%-105%,功率密度增加了42.9%-104%。在阳极磁场强度为80 m T时,MFCs获得了最佳的产电性能。通过电化学交流阻抗分析发现磁场降低了MFC的扩散内阻和活化内阻。证实了恒稳磁场也可以提高MEC的电压输出、产甲烷速率和能量效率,表明磁场对MES的影响具有普适性。在外加电压为0.4 V时提升效果最为显着,甲烷产率提升了26.2%,能量效率提升了19.7%。16S r RNA基因高通量测序发现磁性阳极MFC生物膜中Geobacter的相对丰度比非磁性阳极MFC高32.5%。以上结果表明,磁场降低了MES的系统总内阻,同时促进了电活性细菌在阳极的富集,从而提高了系统的性能。基于前两部分的研究,将磁性氮掺杂碳材料与磁场相结合,构建了脉冲磁场辅助的磁性微生物燃料电池（PEMF-MMFC）。在脉冲磁场作用下,MFC的功率密度与无脉冲磁场控制的对照组比提高了25.3%-36.0%。去除磁场后,功率密度下降了25.7%,重新切换到脉冲磁场后,功率密度又恢复到原有水平,证实了脉冲磁场对MFC的输出电流具有瞬时和可逆性的增强效应。同时,脉冲磁场也促进了电活性细菌在阳极的富集,PEMF-MMFC阳极生物膜中Geobacter的相对丰度（86.1-90.0%）高于无磁场MMFC的相对丰度（82.5-82.7%）。为进一步探讨磁场对电活性细菌胞外电子转移的促进机制,对电活性细菌Geobacter sulfurreducens PCA进行了磁场作用下的转录组学分析。结果表明磁场上调了周质c型细胞色素（Ppc A和Ppc D）、外膜细胞色素（Omc F、Omc Z和Omc B）和菌毛（Pil A-C、Pil M和Pil V-2）等电子转移相关编码基因的表达。以上结果表明,磁场促进了电活性细菌在阳极的富集以及电子转移相关基因（Ppc A、Ppc D、Pil A-C等）的表达,从而提高了系统的性能。本研究系统阐明了磁效应强化微生物胞外电子转移的促进机制,提出了基于磁性电极、磁性催化剂和磁场强化MES电子转移的调控策略,为提高MES的效能和运行稳定性提供了理论依据。
二、“催化剂污水”处理工艺的改进（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、“催化剂污水”处理工艺的改进（论文提纲范文）
（1）新型孔板水力空化体系的构建及降解抗生素类污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 抗生素废水的概述及处理现状 |
| 1.2.1 抗生素废水的概述及危害 |
| 1.2.2 抗生素废水的处理现状 |
| 1.2.3 高级氧化技术用于处理抗生素废水 |
| 1.3 水力空化概述 |
| 1.4 水力空化技术处理废水的研究进展 |
| 1.4.1 水力空化发生装置 |
| 1.4.2 单独水力空化技术处理污水 |
| 1.4.3 水力空化与其他高级氧化技术结合 |
| 1.5 水力空化技术的不足 |
| 1.6 本论文研究内容和方法 |
| 第2章 水力空化降解诺氟沙星:几何参数和操作参数优化及机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品和试剂 |
| 2.2.2 水力空化实验装置的构建 |
| 2.2.3 实验过程 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 孔板几何参数对水力空化降解诺氟沙星的影响 |
| 2.3.2 溶液pH对水力空化降解诺氟沙星的影响实验 |
| 2.3.3 初始浓度对水力空化降解诺氟沙星的影响实验 |
| 2.3.4 诺氟沙星在水力空化降解过程中的紫外-可见光谱和总有机碳分析 |
| 2.3.5 添加自由基清除剂对水力空化降解诺氟沙星的影响 |
| 2.3.6 水力空化降解诺氟沙星可能的中间体及降解路径 |
| 2.3.7 水力空化降解诺氟沙星可能的机理及过程 |
| 2.3.8 添加氧化剂对水力空化降解诺氟沙星的影响 |
| 2.3.9 不同水力空化系统处理废水费用的比较 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 放大孔板水力空化装置降解金霉素的研究:装置和操作参数的优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品和试剂 |
| 3.2.2 水力空化实验装置的构建 |
| 3.2.3 实验过程 |
| 3.2.4 Box-Behnken设计 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 装置参数对水力空化降解金霉素的影响 |
| 3.3.2 操作参数对水力空化降解金霉素的影响 |
| 3.3.3 无机阴离子(Cl~-、CO_3~(2-)和SO_4~(2-))对水力空化降解金霉素的影响 |
| 3.3.4 金属阳离子(Na~+、Mg~(2+)和Ca~(2+))对水力空化降解金霉素的影响 |
| 3.3.5 添加的H_2O_2对水力空化降解金霉素的影响 |
| 3.3.6 金霉素在水力空化+H_2O_2体系中的可能中间体及降解路径 |
| 3.3.7 水力空化降解金霉素可能的机理及过程 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 磁性Z型(TiO_2/Er~(3+):YAlO_3)/NiFe_2O_4复合光催化剂强化水力空化降解土霉素的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 水力-光催化实验装置的构建 |
| 4.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 4.2.3 水力空化-光催化实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 (TiO_2/Er~(3+):YAlO_3)/NiFe_2O_4催化剂的表征分析 |
| 4.3.2 不同体系对土霉素降解的影响 |
| 4.3.3 不同土霉素初始浓度对光催化辅助水力空化体系降解土霉素的影响 |
| 4.3.4 Z型(TiO_2/Er~(3+):YAlO_3)/NiFe_2O_4复合催化剂的用量对光催化强化水力空化体系降解土霉素的影响 |
| 4.3.5 捕获剂对使用Z型(TiO_2/Er~(3+):YAlO_3)/NiFe_2O_4复合催化剂的光催化强化水力空化体系降解土霉素的影响 |
| 4.3.6 土霉素在光催化强化水力空化体系中的可能中间体及降解路径 |
| 4.3.7 使用Z型(TiO_2/Er~(3+):YAlO_3)/NiFe_2O_4复合催化剂的光催化强化水力空化体系降解土霉素的机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
| 致谢 |
（2）基于新型催化阴极的光电芬顿体系构建及其降解水中PhACs研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 水体中药用活性化合物(PhACs)来源、危害及处理工艺 |
| 1.1.1 PhACs来源及水中PhACs的环境风险 |
| 1.1.2 水中PhACs污染物的处理工艺 |
| 1.2 电化学高级氧化技术 |
| 1.2.1 电化学氧化 |
| 1.2.2 电芬顿 |
| 1.2.3 光电芬顿 |
| 1.3 光电芬顿体系阴极材料研究 |
| 1.3.1 气体扩散电极 |
| 1.3.2 碳毡及活性炭纤维电极 |
| 1.3.3 碳纳米管电极 |
| 1.3.4 碳海绵电极 |
| 1.3.5 生物质炭电极 |
| 1.4 本研究选题依据、主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料表征方法 |
| 2.2.1 扫描电子显微镜分析 |
| 2.2.2 透射电子显微镜分析 |
| 2.2.3 X射线光电子能谱分析 |
| 2.2.4 拉曼光谱分析 |
| 2.2.5 比表面积及孔径分析 |
| 2.2.6 元素分析 |
| 2.2.7 电化学表征 |
| 2.3 化学分析方法 |
| 2.3.1 H_2O_2浓度分析 |
| 2.3.2 氨氮浓度分析 |
| 2.3.3 Fe~(2+)和总铁浓度分析 |
| 2.3.4 活性氯浓度分析 |
| 2.3.5 羟基自由基浓度分析 |
| 2.4 仪器分析方法 |
| 2.4.1 高效液相色谱分析 |
| 2.4.2 总有机碳分析 |
| 2.4.3 离子色谱分析 |
| 2.4.4 GC-MS分析 |
| 2.4.5 UPLC-QTOF-MS/MS分析 |
| 3 非金属改性的生物质炭催化阴极开发及其氧化污染物规律研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化电极制备及实验装置 |
| 3.2.1 非金属改性生物质炭材料的制备 |
| 3.2.2 气体扩散电极的制备 |
| 3.2.3 光电芬顿实验装置 |
| 3.3 MC-C及N-MC-C催化剂表征 |
| 3.3.1 微观形貌 |
| 3.3.2 元素组成及表面性质 |
| 3.3.3 电化学活性 |
| 3.4 MC-C及N-MC-C GDE的PEF催化效能对比 |
| 3.4.1 H_2O_2性能分析 |
| 3.4.2 醋丁洛尔降解速率 |
| 3.4.3 醋丁洛尔矿化效能 |
| 3.5 催化阴极的微观形貌及污染物降解机理 |
| 3.5.1 微观形貌变化 |
| 3.5.2 N-MC-C降解产生的主要产物及氧化路径 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 生物质炭微观结构调控强化2e~--ORR及其应用于PEF过程效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同微观结构生物质炭材料的制备 |
| 4.3 催化剂元素组成及表面性质分析 |
| 4.3.1 微观形貌及元素组成 |
| 4.3.2 表面性质及孔隙结构 |
| 4.3.3 石墨化程度评价 |
| 4.4 不同催化阴极的H_2O_2性能分析 |
| 4.4.1 在电化学体系中的H_2O_2积累 |
| 4.4.2 与其他催化阴极的比较 |
| 4.5 生物质GDE在不同电解质条件下催化效能及机理 |
| 4.5.1 硫酸盐体系中醋丁洛尔降解效能 |
| 4.5.2 含氯体系和实际废水中醋丁洛尔降解效能 |
| 4.5.3 含氯PEF体系中的降解产物及氧化路径 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 基于高效Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循环的ACF阴极PEF体系调控机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 光电芬顿实验装置 |
| 5.3 ACF阴极表面催化机理及效能研究 |
| 5.3.1 ACF表面性质和ROS积累情况 |
| 5.3.2 表面性质对光电芬顿催化降解头孢氨苄效能差异 |
| 5.4 PEF过程头孢氨苄降解产物及矿化路径分析 |
| 5.4.1 无机产物和有机酸生成 |
| 5.4.2 芳环产物及矿化路径 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 新型自维持太阳光伏电池-太阳光电芬顿体系构建及光电协同机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 自维持太阳光伏电池-太阳光电芬顿装置 |
| 6.3 装置对甲氧苄啶氧化效能评价 |
| 6.3.1 不同EAOPs过程对甲氧苄啶去除的比较 |
| 6.3.2 SPEF过程操作参数优化 |
| 6.4 SPEF处理甲氧苄啶降解产物及氧化路径研究 |
| 6.4.1 无机产物和有机酸生成 |
| 6.4.2 芳环产物和降解路径 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（3）多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水环境与政策形势 |
| 1.1.2 有机污染物及其危害 |
| 1.1.3 难降解有机污染物 |
| 1.1.4 水处理技术 |
| 1.1.5 高级氧化技术 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 Fenton反应 |
| 1.2.2 铁基催化剂 |
| 1.2.3 铜基催化剂 |
| 1.2.4 非金属催化剂 |
| 第2章 研究思路、内容及创新点 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 创新点 |
| 第3章 Fe-Cu双金属催化体系的构建及构-效关系研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 催化剂制备 |
| 3.2.4 催化剂活性测试 |
| 3.2.5 催化剂表征 |
| 3.2.6 降解路径分析 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 催化剂活性测试 |
| 3.4 反应条件影响 |
| 3.4.1 H_2O_2投放量的影响 |
| 3.4.2 硝基苯初始浓度的影响 |
| 3.4.3 反应温度的影响 |
| 3.4.4 催化剂用量的影响 |
| 3.5 5Fe2.5Cu-Al_2O_3的套用实验和稳定性 |
| 3.6 ·OH的定性与定量分析 |
| 3.7 催化剂物相结构 |
| 3.7.1 氮气物理吸附(N_2-BET) |
| 3.7.2 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 3.7.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.7.4 穆斯堡尔谱(Mossbauer) |
| 3.8 催化剂电子结构 |
| 3.8.1 氢气程序升温还原(H2-TPR) |
| 3.8.2 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.9 构-效关系 |
| 3.10 硝基苯降解路径 |
| 3.10.1 硝基苯动态降解过程 |
| 3.10.2 中间产物 |
| 3.10.3 硝基苯降解动力学研究 |
| 3.11 本章小结 |
| 第4章 Fe-Cu双金属催化体系中H_2O_2利用率的优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 催化剂制备 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 H_2O_2分解动力学研究 |
| 4.3.1 H_2O_2初始浓度影响 |
| 4.3.2 扩散影响 |
| 4.3.3 反应温度影响 |
| 4.3.4 反应机理 |
| 4.4 ·OH生成动力学研究 |
| 4.5 H_2O_2利用率单因素实验 |
| 4.5.1 反应温度的影响 |
| 4.5.2 溶液pH值的影响 |
| 4.5.3 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 4.6 H_2O_2利用率响应面实验 |
| 4.6.1 实验因素和各因素水平的选取 |
| 4.6.2 实验结果和响应方程的建立 |
| 4.6.3 二元回归方程显着性检验 |
| 4.6.4 主效应和交互作用分析 |
| 4.6.5 响应面分析 |
| 4.6.6 最优实验条件的预测与验证 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 单铜核壳型催化剂Fenton体系的设计与制备 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 催化剂制备 |
| 5.2.4 催化剂活性测试 |
| 5.2.5 催化剂表征 |
| 5.2.6 密度泛函理论研究计算(DFT) |
| 5.2.7 分析方法 |
| 5.3 催化剂活性测试 |
| 5.4 催化剂形貌和晶体结构 |
| 5.5 催化剂电子结构 |
| 5.5.1 原位红外漫反射光谱(in situ DRIFTS) |
| 5.5.2 紫外-可见光漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 5.5.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.5.4 X射线吸收近边结构光谱(XANES) |
| 5.6 构-效关系 |
| 5.6.1 H_2O_2的活化 |
| 5.6.2 ·OH的产生 |
| 5.7 Cu@SiO_2-R200的套用实验和循环利用实验 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 Cu-Sn双金属催化体系的构建与构-效关系研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 催化剂制备 |
| 6.2.4 催化剂活性测试 |
| 6.2.5 催化剂表征 |
| 6.2.6 降解路径分析 |
| 6.2.7 分析方法 |
| 6.3 Cu/Al_2O_3催化剂的优化筛选 |
| 6.3.1 不同制备方式的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.2 不同负载量和煅烧温度的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.3 催化剂表征及构-效关系 |
| 6.4 5CuySn/Al_2O_3-450催化剂降解喹啉 |
| 6.4.1 喹啉降解活性 |
| 6.4.2 ·OH产生能力 |
| 6.4.3 矿化性能 |
| 6.5 反应条件的影响 |
| 6.5.1 反应温度的影响 |
| 6.5.2 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 6.5.3 催化剂投放量的影响 |
| 6.5.4 喹啉初始浓度的影响 |
| 6.5.5 反应pH值的影响 |
| 6.6 催化剂表征及构-效关系建立 |
| 6.6.1 X射线衍射(XRD) |
| 6.6.2 氢气程序升温还原(H_2-TPR) |
| 6.6.3 紫外-可见-近红外漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 6.6.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 6.6.5 红外漫反射光谱(CO DRIFTS) |
| 6.6.6 构效关系 |
| 6.7 喹啉降解路径 |
| 6.7.1 喹啉动态降解过程 |
| 6.7.2 中间产物 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文及相关成果 |
（4）臭氧催化氧化+A/O组合工艺处理医药中间体废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 医药中间体污水 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 医药中间体污水的危害及特点 |
| 1.1.3 医药中间体污水的排放标准 |
| 1.2 医药中间体污水处理工艺 |
| 1.2.1 物化方法 |
| 1.2.2 化学氧化法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.2.4 组合工艺处理技术 |
| 1.3 混凝工艺 |
| 1.3.1 混凝工艺原理 |
| 1.3.2 混凝工艺现状 |
| 1.4 臭氧协同氧化工艺 |
| 1.4.1 臭氧协同氧化工艺原理 |
| 1.4.2 臭氧协同氧化工艺现状 |
| 1.5 A/O型SBR工艺 |
| 1.5.1 A/O工艺原理 |
| 1.5.2 SBR工艺原理 |
| 1.5.3 A/O型SBR工艺处理现状 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.6.1 研究背景与内容 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 第2章 污水加药混凝和臭氧预氧化的预处理实验 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 原水 |
| 2.1.2 实验药品和设备仪器 |
| 2.2 加药混凝实验 |
| 2.2.1 实验思路 |
| 2.2.2 初始pH及混凝剂投加量对混凝处理效果的影响 |
| 2.2.3 搅拌时间对混凝处理效果的影响 |
| 2.3 臭氧协同氧化实验内容 |
| 2.3.1 实验装置及实验思路 |
| 2.3.2 初始p H值对处理效果的影响 |
| 2.3.3 双氧水投加量对处理效果的影响 |
| 2.3.4 双氧水投加方式及臭氧投加量对处理效果的影响 |
| 2.4 混凝和臭氧预氧化工艺对原水可生化性的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 A/O型SBR工艺对污水的处理研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 臭氧预氧化出水 |
| 3.1.2 实验药品和设备仪器 |
| 3.2 A/O型SBR实验方法 |
| 3.2.1 SBR实验装置 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.3 A/O型SBR实验内容 |
| 3.3.1 实验思路 |
| 3.3.2 SBR反应器污泥驯化实验 |
| 3.3.3 SBR反应器污泥驯化实验数据 |
| 3.3.4 SBR反应器污泥驯化实验结果分析 |
| 3.3.5 SBR反应器污泥生物相镜检分析 |
| 3.4 SBR运行参数的确定 |
| 3.4.0 溶解氧(DO)对污染物处理效果的影响 |
| 3.4.1 SBR反应器曝气时间的确定 |
| 3.4.2 SBR反应器沉淀时间的确定 |
| 3.4.3 最优参数下SBR稳定运行处理污染物的效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 臭氧催化氧化深度处理研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 SBR出水 |
| 4.1.2 实验药品和设备仪器 |
| 4.2 臭氧催化氧化实验 |
| 4.2.1 臭氧催化氧化实验装置 |
| 4.2.2 催化剂制备 |
| 4.2.3 臭氧催化氧化影响因素 |
| 4.3 催化剂的结构表征 |
| 4.4 紫外可见吸收光谱分析 |
| 4.4.1 紫外光谱分析法基本原理 |
| 4.4.2 分析步骤 |
| 4.4.3 不同工艺出水全波长扫描 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
| 致谢 |
（5）磷酸硅铝分子筛SAPO-34晶化母液的资源化及产品应用性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号与缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 SAPO-34分子筛晶化母液的产生及特点 |
| 1.1.2 SAPO-34分子筛晶化母液的综合利用现状 |
| 1.2 无机高分子絮凝剂及其研究概况 |
| 1.2.1 无机高分子絮凝剂的分类 |
| 1.2.2 混凝机理 |
| 1.2.3 复合型无机高分子絮凝剂的研究现状 |
| 1.3 SAPO-34分子筛的合成与研究现状 |
| 1.3.1 SAPO-34的合成及影响因素 |
| 1.3.2 SAPO-34的应用 |
| 1.4 燃煤烟气脱硫脱硝研究现状 |
| 1.4.1 燃煤烟气的排放现状及危害 |
| 1.4.2 NO_x的脱除 |
| 1.4.3 SO_2的脱除 |
| 1.4.4 同时脱硫脱硝技术 |
| 1.4.5 非均相催化臭氧氧化法同时脱硫脱硝的研究现状 |
| 1.5 本文的研究目的、意义和内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 利用晶化母液制备絮凝剂技术及其混凝性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料和设备仪器 |
| 2.2.2 工艺流程 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 产物表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SAPO-34分子筛晶化母液的预处理 |
| 2.3.2 聚磷硫酸铝絮凝剂制备条件对絮凝效果的影响 |
| 2.3.3 聚磷硫酸铝絮凝剂结构 |
| 2.3.4 聚磷硫酸铝絮凝剂的絮凝机理 |
| 2.3.5 聚磷硫酸铝絮凝剂在实际城市生活污水上的应用 |
| 2.3.6 聚磷硫酸铝絮凝剂的生产成本分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 利用晶化母液制备SAPO-34分子筛研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料和设备仪器 |
| 3.2.2 SAPO-34分子筛的合成 |
| 3.2.3 SAPO-34分子筛的表征 |
| 3.2.4 SAPO-34分子筛应用于MTO反应 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 利用母液合成SAPO-34分子筛 |
| 3.3.2 合成的SAPO-34与商品级SAPO-34物化性质的对比 |
| 3.3.3 合成的SAPO-34分子筛与商品级SAPO-34催化活性的对比 |
| 3.3.4 SAPO-34的生产成本分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 FeO_x/SAPO-34催化剂催化臭氧氧化NO研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料和设备仪器 |
| 4.2.2 催化剂的制备 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 催化剂组成及性质表征 |
| 4.2.5 催化剂的活性评价 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同制备方法的筛选 |
| 4.3.2 不同金属氧化物的筛选 |
| 4.3.3 制备条件对FeO_x/SAPO-34催化剂性能的影响 |
| 4.3.4 催化臭氧氧化NO反应动力学方程的建立 |
| 4.3.5 反应条件对催化剂氧化NO效率的影响 |
| 4.3.6 催化机理的研究 |
| 4.3.7 FeO_x/SAPO-34催化剂的稳定性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 催化臭氧氧化结合NH_3/(NH_4)_2S_2O_8溶液脱硫脱硝研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料和设备仪器 |
| 5.2.2 实验装置与方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 液相吸收剂的筛选 |
| 5.3.2 操作条件对NO转化率的影响 |
| 5.3.3 同时脱硫脱硝的机理分析 |
| 5.3.4 复合肥料的制备及成本分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（6）Cu2+/ZnO/TiO2复合光催化剂处理油田废水中有机物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.1.1 油田废水的形成和水质特点 |
| 1.1.2 油田废水对环境的影响 |
| 1.1.3 油田废水的处理现状 |
| 1.2 光催化技术的研究及应用 |
| 1.2.1 光催化技术的发展及应用 |
| 1.2.2 光催化材料的研究进展 |
| 1.2.3 二氧化钛光催化剂的改性研究 |
| 1.2.4 新型复合二氧化钛光催化剂的研究 |
| 1.3 研究的思路及研究内容 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 复合光催化剂的制备及光催化降解亚甲基蓝实验 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 复合光催化剂制备 |
| 2.2.1制备纯TiO_2 |
| 2.2.2 制备Cu~(2+)/TiO_2复合光催化剂 |
| 2.2.3 制备ZnO/TiO_2复合光催化剂 |
| 2.2.4 制备Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 复合光催化剂 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.4 光催化实验装置改良 |
| 2.4.1 1号小型光催化装置 |
| 2.4.2 2号小型光催化装置 |
| 2.4.3 3号小型光催化装置 |
| 2.5 光催化降解亚甲基蓝实验 |
| 2.5.1 光催化降解亚甲基蓝实验步骤 |
| 2.5.2 不添加催化剂的空白对照实验: |
| 2.5.3 Cu~(2+)/TiO_2复合光催化剂光催化实验 |
| 2.5.4 ZnO/TiO_2 复合光催化剂光催化实验 |
| 2.5.5 Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 复合光催化剂的正交实验 |
| 2.5.6 光催化降解亚甲基蓝实验结果 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 复合光催化剂表征 |
| 3.1 X射线衍射图谱分析(XRD) |
| 3.2 比表面积分析测试(BET) |
| 3.3 扫描电子显微镜分析(SEM) |
| 3.4 红外光谱分析(FT-IR) |
| 3.5 紫外可见光谱分析(UV-vis) |
| 3.6 热重-差热分析(TGA) |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 光催化性能评价及最佳反应条件探究 |
| 4.1 复合光催化剂光催化性能评价 |
| 4.1.1 紫外漫反射分析 |
| 4.1.2 光催化动力学研究 |
| 4.1.3 重复使用活性探究 |
| 4.2 最佳光催化反应条件探究 |
| 4.2.1 不同反应pH对降解效率的影响 |
| 4.2.2 不同反应温度对降解效率的影响 |
| 4.2.3 不同初始浓度对降解效率的影响 |
| 4.2.4 不同催化剂用量对降解效率的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 处理典型有机物及实际油田废水 |
| 5.1 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解苯胺 |
| 5.2 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解乙醇 |
| 5.3 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 光催化降解实际油田废水中的苯系物 |
| 5.3.1 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解实际油田废水中的苯 |
| 5.3.2 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解实际油田废水中的甲苯 |
| 5.3.3 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解实际油田废水中的二甲苯 |
| 5.4 新型Cu~(2+)/ZnO/TiO_2 降解实际油田废水中COD |
| 5.5 光催化机理讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的科研成果 |
| 发表学术论文 |
| 参与科研项目 |
| 致谢 |
（7）Pd/XC-72R与廉价金属电极电化学同步脱氮除磷效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 城镇污水处理厂氮磷去除现状及工艺 |
| 1.2.1 城镇污水脱氮工艺研究现状 |
| 1.2.2 城镇污水除磷工艺研究现状 |
| 1.3 电化学脱氮除磷技术的研究现状 |
| 1.3.1 电化学脱氮除磷技术的作用机理 |
| 1.3.2 电化学脱氮除磷技术中电极材料研究现状 |
| 1.3.3 电化学脱氮除磷技术存在的问题 |
| 1.4 研究目的意义及内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 电极的制备及预处理 |
| 2.3.1 Pd/XC-72R电极片的制备 |
| 2.3.2 廉价金属电极的预处理 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 电解模拟污水脱氮除磷的可行性研究 |
| 2.4.2 电解模拟污水脱氮除磷的影响因素研究 |
| 2.4.3 电解除磷产物XRD和 FT-IR分析 |
| 2.4.4 电解实际污水脱氮除磷效果实验 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.6 实验数据分析方法 |
| 3 Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷效能与影响因素及电极稳定性研究 |
| 3.1 Pd/XC-72R的 XRD表征 |
| 3.2 Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷的可行性研究 |
| 3.3 Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷影响因素研究 |
| 3.3.1 极板间距对Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷效能影响 |
| 3.3.2 氯离子浓度对Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷效能影响 |
| 3.3.3 电流密度对Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷效能影响 |
| 3.3.4 电解时间对Pd/XC-72R阴极和Fe阳极电解脱氮除磷效能影响 |
| 3.4 Pd/XC-72R电极的稳定性探究试验 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 廉价金属电极电解脱氮除磷效能与影响因素及机理分析 |
| 4.1 廉价金属电极电解脱氮除磷的可行性研究 |
| 4.2 电解脱氮除磷性能的廉价金属电极材料的选择研究 |
| 4.2.1 电极材料对电解脱氮除磷效果的影响 |
| 4.2.2 阳极金属的耗损分析 |
| 4.3 Al电极电解脱氮除磷影响因素研究 |
| 4.3.1 极板间距对Al电极电解脱氮除磷效能影响 |
| 4.3.2 电解质种类与浓度对Al电极电解脱氮除磷的效能影响 |
| 4.3.3 电流密度对Al电极电解脱氮除磷效能影响 |
| 4.3.4 电解时间对Al电极电解脱氮除磷效能影响 |
| 4.4 Al电极电解脱氮除磷机理分析 |
| 4.4.1 Al电极电解脱氮机理分析 |
| 4.4.2 电解除磷沉淀产物FT-IR和 XRD分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 廉价金属Al电极对城镇污水处理厂实际二级出水同步脱氮除磷效能研究 |
| 5.1 城镇污水处理厂实际二级出水水质分析 |
| 5.2 Al电极对城镇污水处理厂实际二级出水同步脱氮除磷的研究 |
| 5.3 Al电极电解城镇污水处理厂二级出水同步脱氮除磷的运营成本分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（8）废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制浆造纸工业的概况 |
| 1.1.1 制浆造纸过程及产生的废水 |
| 1.1.1.1 备料废水 |
| 1.1.1.2 制浆废水 |
| 1.1.1.3 中段废水 |
| 1.1.1.4 造纸白水 |
| 1.1.1.5 污冷凝水 |
| 1.1.1.6 末端废水 |
| 1.1.2 脱墨浆造纸过程的简介及产生废水情况 |
| 1.1.2.1 废纸的离解及浆料净化与浓缩 |
| 1.1.2.2 废纸脱墨 |
| 1.1.2.3 废纸回用废水 |
| 1.2 制浆造纸废水处理技术 |
| 1.2.1 化学处理法 |
| 1.2.2 物化处理法 |
| 1.2.2.1 混凝沉淀处理 |
| 1.2.2.2 混凝气浮法 |
| 1.2.3 生化处理法 |
| 1.2.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.2.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.2.3.3 生物酶催化技术 |
| 1.2.3.4 厌氧好氧组合技术 |
| 1.3 制浆造纸废水的深度处理技术 |
| 1.3.1 混凝法深度处理 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.3.1 概述 |
| 1.3.3.2 基本原理 |
| 1.3.3.3 应用 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.4.1 光催化氧化法 |
| 1.3.4.2 催化湿式氧化法 |
| 1.3.4.3 声化学氧化 |
| 1.3.4.4 臭氧氧化法 |
| 1.3.4.5 芬顿氧化法 |
| 1.3.4.6 超临界水氧化法 |
| 1.3.4.7 电化学氧化法 |
| 1.3.4.8 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3.5 联合工艺处理(综合处理方法) |
| 1.3.6 生态处理法 |
| 1.3.7 生物酶法 |
| 1.3.8 组合技术法 |
| 1.4 造纸终端水回用技术及其背景和意义 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 中水回用技术 |
| 1.4.3 中水回用的意义及其发展前景 |
| 1.5 本论文研究开发工作的提出及其意义 |
| 第二章 废纸制浆造纸主要处理工段水样中有机物特性分析 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料及来源 |
| 2.1.2 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验原料前处理方法 |
| 2.2.2 紫外-可见分光光度计法 |
| 2.2.3 气相色谱-质谱分析方法 |
| 2.2.4 废水CODCr的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 厌氧出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.2 厌氧出水再经化学混凝处理后水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.3 SBR好氧处理出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.4 芬顿氧化排水的GC-MS分析 |
| 2.4 本章总结 |
| 第三章 二级生化处理出水化学絮凝处理 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 造纸废水来源 |
| 3.1.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水质的基本性质测定 |
| 3.2.1.1 PH值的测定 |
| 3.2.1.2 污泥元素分析 |
| 3.2.1.3 水质化学需氧量(COD) |
| 3.2.1.4 废水中半挥发性有机物的检测与分析 |
| 3.2.2 PFS的制备 |
| 3.2.3 絮凝实验 |
| 3.2.4 响应面实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 厌氧出水与芬顿氧化入水的GC-MS分析 |
| 3.3.2 芬顿氧化入水絮凝最优工艺探索 |
| 3.3.2.1 絮凝剂种类的优化 |
| 3.3.2.2 絮凝工艺响应面试验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧氧化催化剂的选择及过程优化 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2 实验分析及方法 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.1.1 催化氧化实验 |
| 4.2.1.2 负载型催化剂的制备 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.2.1 常规指标测定 |
| 4.2.2.2 臭氧浓度分析 |
| 4.2.2.3 CODCR的测定 |
| 4.2.2.4 色度测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 臭氧氧化催化剂的选择 |
| 4.3.2 负载型催化剂的回用研究 |
| 4.3.3 催化剂用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.4 臭氧用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.5 反应温度对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.6 反应时间对臭氧氧化的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 化学氧化后废水的膜处理连续试验研究 |
| 5.1 实验原料及方法 |
| 5.1.1 实验原料及试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 中试仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 无机膜的制备 |
| 5.2.2 pH值的测定 |
| 5.2.3 TDS的测定 |
| 5.2.4 电导率的测定 |
| 5.2.5 化学需氧量COD的测定 |
| 5.2.6 色度的测定 |
| 5.2.7 硫酸盐含量的测定 |
| 5.2.8 氯化物含量的测定 |
| 5.2.9 总铁含量测定 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 膜系统处理过程各项指标去除情况 |
| 5.3.2 膜系统运行的稳定性测试 |
| 5.3.3 不同孔径的膜处理对废水的影响 |
| 5.3.4 无机膜和反渗透膜对废水的影响 |
| 5.3.5 臭氧氧化/复合膜处理对废水的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）芬顿流化法处理难降解污水技术及装置系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高级氧化法 |
| 1.3 芬顿及芬顿流化床技术 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 研究方法 |
| 第2章 芬顿流化床最佳反应条件的探索 |
| 2.1 芬顿流化机理 |
| 2.1.1 芬顿流化技术原理 |
| 2.1.2 芬顿流化方式影响因素 |
| 2.2 小试实验准备 |
| 2.2.1 实验设备与试剂 |
| 2.2.2 实验废水成分分析 |
| 2.2.3 实验步骤及注意事项 |
| 2.2.4 分析测定方法 |
| 2.3 小试实验对于芬顿反应条件的验证 |
| 2.3.1 芬顿反应对污水各指标的影响 |
| 2.3.2 药剂投加量对芬顿反应的影响 |
| 2.3.3 有机污染物浓度对芬顿反应的影响 |
| 2.3.4 催化剂对芬顿反应的影响 |
| 2.3.5 混合搅拌转速对芬顿反应的影响 |
| 2.3.6 药剂的稀释对芬顿反应的影响 |
| 2.3.7 pH对芬顿反应的影响 |
| 2.3.8 反应时间对芬顿反应的影响 |
| 2.3.9 温度对芬顿反应的影响 |
| 2.4 其它公司污水的实验研究 |
| 2.4.1 K公司污水小试实验研究 |
| 2.4.2 B公司污水小试实验研究 |
| 2.4.3 S公司污水小试实验研究 |
| 2.5 结论 |
| 第3章 芬顿流化中试实验 |
| 3.1 射流技术应用 |
| 3.2 中试系统工艺流程 |
| 3.3 中试系统组成及特点 |
| 3.3.1 主要设备 |
| 3.3.2 中试系统模型的建立 |
| 3.3.3 中试系统特点 |
| 3.4 中试实验操作方法 |
| 3.4.1 操作方式 |
| 3.4.2 操作步骤 |
| 3.5 H公司印染废水中试实验 |
| 3.5.1 药剂投加方式的确定 |
| 3.5.2 流化状态下填料对水处理效果的影响 |
| 3.5.3 生化出水中试实验 |
| 3.6 S公司颜料废水中试实验 |
| 3.7 结论 |
| 第4章 新型芬顿流化系统的工程应用 |
| 4.1 项目概述 |
| 4.2 芬顿流化床水处理工程 |
| 4.2.1 芬顿流化床工艺流程 |
| 4.2.2 污水处理组成单元 |
| 4.2.3 设备的组成及运行 |
| 4.3 调试 |
| 4.4 新型芬顿流化床系统工程应用结论 |
| 第5章 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（10）磁性材料和磁场强化微生物电化学系统电子转移的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题背景 |
| 1.2.1 污水处理与能源回收的重要性 |
| 1.2.2 传统污水处理技术的局限性 |
| 1.2.3 基于能源回收的可持续污水处理技术 |
| 1.3 微生物电化学系统 |
| 1.3.1 微生物电化学系统的工作原理和构型 |
| 1.3.2 阳极胞外电子转移 |
| 1.3.3 阴极的氧还原过程 |
| 1.4 阴极氧还原催化剂的研究进展 |
| 1.4.1 贵金属及其合金 |
| 1.4.2 金属氧化物 |
| 1.4.3 碳基材料 |
| 1.4.4 生物阴极 |
| 1.5 磁效应在微生物电化学系统中的应用 |
| 1.5.1 磁性材料促进微生物电化学系统的电子转移 |
| 1.5.2 磁场在污水生物处理中的应用 |
| 1.5.3 磁效应在微生物电化学系统中应用时存在的问题 |
| 1.6 研究的目的和主要内容 |
| 1.6.1 本课题的研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 反应器构型 |
| 2.2 反应器的启动与运行 |
| 2.3 电化学分析方法 |
| 2.4 材料物理表征方法 |
| 2.5 反应器的性能评价指标 |
| 2.5.1 功率密度 |
| 2.5.2 氢气或甲烷产率 |
| 2.5.3 氢或甲烷回收率 |
| 2.5.4 能量转化效率 |
| 2.5.5 氧还原性能评估 |
| 2.6 化学分析方法 |
| 2.6.1 气体的测量和分析 |
| 2.6.2 污水处理常规检测 |
| 2.6.3 挥发性脂肪酸的测定 |
| 2.7 分子生物学分析 |
| 2.7.1 微生物基因组DNA的提取 |
| 2.7.2 16S rRNA基因测序与分析 |
| 2.7.3 电极生物膜RNA的提取 |
| 2.7.4 转录组测序及分析 |
| 第3章 磁性氮掺杂碳阴极的氧还原催化活性及群落结构分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 氮掺杂磁性复合材料的物理性能表征 |
| 3.3 氮掺杂磁性复合材料的氧还原催化活性 |
| 3.4 氮掺杂磁性复合材料强化MFCs氧还原反应 |
| 3.5 不同阴极材料下的生物群落结构 |
| 3.6 氮掺杂磁性材料的优化和应用 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 恒稳磁场作用下MES的产电性能及阳极生物群落结构分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 磁铁为电极的MFCs的产电性能 |
| 4.2.1 不同磁场强度下MFCs产电性能 |
| 4.2.2 不同磁场强度下MFCs底物降解情况及系统效率 |
| 4.2.3 恒稳磁场的方向对MES产电的影响 |
| 4.3 恒稳磁场强化MECs的产甲烷性能 |
| 4.3.1 恒稳磁场作用下MECs的产电性能 |
| 4.3.2 恒稳磁场作用下MECs的产甲烷能力 |
| 4.3.3 恒稳磁场作用下MECs的底物降解情况和系统效能 |
| 4.4 恒稳磁场作用下的阳极微生物群落结构分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 磁性材料结合脉冲磁场强化电子转移及其作用机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 磁性材料结合脉冲磁场强化MFCs产电 |
| 5.2.1 脉冲磁场作用下MFCs产电性能 |
| 5.2.2 脉冲磁场对阳极微生物群落结构的影响 |
| 5.2.3 脉冲磁场促进了阳极电活性细菌的富集 |
| 5.3 转录组学分析揭示磁场促进MFCs产电的作用机制 |
| 5.3.1 G.sulfurreducens在磁场作用下产电性能 |
| 5.3.2 G.sulfurreducens在磁场作用下的产氢能力和系统效能 |
| 5.3.3 磁场对EET相关基因表达的影响 |
| 5.3.4 磁场作用下G.sulfurreducens拟进行的EET途径 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、“催化剂污水”处理工艺的改进（论文参考文献）
- [1]新型孔板水力空化体系的构建及降解抗生素类污染物的研究[D]. 伊鲁东. 辽宁大学, 2021(02)
- [2]基于新型催化阴极的光电芬顿体系构建及其降解水中PhACs研究[D]. 张燕羽. 北京交通大学, 2021(02)
- [3]多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究[D]. 孙杨. 华东理工大学, 2021(08)
- [4]臭氧催化氧化+A/O组合工艺处理医药中间体废水[D]. 马祥. 河北科技大学, 2021(02)
- [5]磷酸硅铝分子筛SAPO-34晶化母液的资源化及产品应用性能研究[D]. 刘冰. 大连理工大学, 2020(01)
- [6]Cu2+/ZnO/TiO2复合光催化剂处理油田废水中有机物研究[D]. 李佳星. 西北大学, 2020(02)
- [7]Pd/XC-72R与廉价金属电极电化学同步脱氮除磷效能研究[D]. 郭敏. 北京林业大学, 2020(03)
- [8]废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究[D]. 焦东. 华南理工大学, 2020(05)
- [9]芬顿流化法处理难降解污水技术及装置系统研究[D]. 刘祖庆. 沈阳工业大学, 2020(01)
- [10]磁性材料和磁场强化微生物电化学系统电子转移的机理研究[D]. 周慧慧. 哈尔滨工业大学, 2020