一、非那西汀生产中活性炭的使用（论文文献综述）
武皓阳[1]（2021）在《制药行业原料药筛选及排放场景研究》文中研究说明
王旭[2]（2021）在《二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究》文中提出药物活性化合物（PhACs）作为一类新兴有机污染物已经在全球范围内的自然水环境中被检测出,由于其具有强毒性、广泛存在性、易生物富集性等特点,从而引起广泛关注。污水处理厂出水被公认是自然水环境中PhACs的重要来源之一,原因是传统污水处理工艺对PhACs的去除效果较差,因此,探索能进一步有效去除污水处理厂出水中PhACs的技术方法成为该领域的热点课题。电催化氧化技术因其具有操作简单、工艺条件温和、无二次污染等优点被视为“环境友好”技术,在处理PhACs方面备受关注,然而由于PhACs种类繁多,电催化氧化技术处理PhACs的研究有限,因此需要有更多针对该技术处理不同PhACs的研究。本研究以安替比林作为目标污染物,考察了二维电极电催化氧化降解安替比林的效果及影响去除率的因素,为了提高安替比林的去除效果,进一步选用三维电极电催化氧化降解安替比林,并对第三极γ-Al2O3粒子进行改性,最终实现了安替比林的高效去除,同时探讨了降解机理和可能的降解途径,具体结论如下:（1）在以Ti/SnO2-Ta2O5-IrO2网和Ti网分别为阳极和阴极的二维电极电催化氧化降解安替比林的研究中发现,电流密度、电极间距和安替比林初始浓度均影响其去除效果。随着电流密度的增大（0.2-4 mA/cm2）,安替比林的去除率增大（17.4%-50.7%）,但同时能耗增大（0.17-2.51 kWh/g安替比林）,综合考虑去除率和能耗,电流密度为0.5mA/cm2时较为适宜;随着电极间距的增大（1、2、3 cm）,安替比林的去除率减小（44.5%、35.8%、31.9%）,这是由于随着电极距离的增大,溶液的电阻增大,传质系数减小;随着安替比林初始浓度的增大（2、5、10 mg/L）,其去除率和电化学反应表观速率常数呈先增大后减小的趋势,5 mg/L安替比林时的去除率较高（48.4%）。（2）为进一步提高安替比林的去除率,采用三维电极电催化氧化法对其进行处理,由于γ-Al2O3作为粒子电极对安替比林降解效果的提升有限,本部分选用浸渍法对γ-Al2O3粒子进行Sn-Sb-Bi三金属负载改性,并利用响应面分析法设计实验,优化浸渍液中各金属离子浓度,最终得到最佳浓度配比为:0.5 mol/L Sn Cl4·5H2O+0.05 mol/L Sb Cl3+0.5 mol/L Bi Cl3。采用该配比制备的Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3作为粒子电极时,在安替比林初始浓度为10 mg/L、电流密度为0.5 mA/cm2、电极间距2 cm、粒子电极投加量10 g、处理时间为180 min条件下,三维电极电催化氧化降解对安替比林的去除率达到84.83%。（3）在安替比林初始浓度为10 mg/L、电流密度为0.5 mA/cm2、电极间距2 cm、粒子电极投加量10 g,处理时间为240 min时,对比了二维电极、γ-Al2O3三维电极和Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3三维电极对安替比林的降解情况,三者对安替比林的去除率分别为:48.0%、78.3%和94.4%,能耗分别为:0.36、0.24和0.18 kWh/g安替比林,可见,以Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3作为粒子电极的三维电极电催化氧化对安替比林的去除效果良好,且能耗相对较低。此外,通过对苯二甲酸荧光探针法考察了二维电极和Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3三维电极电催化氧化过程中·OH的产生情况,结果表明,相同条件下后者中·OH的产生量明显高于前者,说明后者中间接氧化能力显着提高。最后,利用LC-MS检测了三维电极电催化氧化过程中安替比林的降解产物,明确了N’-乙酰-N’-甲基-2-氧基-N-苯酰肼、1-乙酰-1-甲基-2-苯酰肼和苯胺三种产物,并推测了可能的降解途径。
冯佳艺[3]（2021）在《电芬顿水处理用氮掺杂改性碳阴极材料的制备及性能研究》文中认为近年来,我国经济的快速发展伴随着水资源污染状况日益严重,严重影响了我国接下来的经济发展,快速的工业化、人口爆炸和不科学的水资源管理导致了水污染和饮用水短缺,这一问题引起了国家的关注,诸多学者针对这一问题提出了许多不同的处理方法。作为一种重要的电化学高级催化氧化技术,电芬顿法（EF）因其绿色无污染等优点在处理水中难降解有机污染物方面受到了学者们的青睐。EF反应的基本反应原理是溶解氧在合适的阴极材料表面通过二电子氧还原反应（ORR）生成过氧化氢（H2O2）。这种方法便宜、环保、清洁,解决了H2O2的运输,存储困难等问题。因此,选用合适的阴极材料并且对其进行改性是我们在本研究中的重点,通过对电催化阴极材料的改性,强调电极与目标污染物间的相互作用,适当增加电化学反应中的活性位点来提高氧还原反应中2e―的选择性,从而达到产生更多的H2O2的目的。近年来,碳基材料被认为是贵金属电催化阴极材料的替代品,在本研究中,我们用高温退火法合成了N掺杂氧化石墨烯（NGO）,该研究中我们不仅运用了氧化石墨烯作为碳骨架,我们还在其中添加了炭黑和活性炭,炭黑作为导电体,活性炭用于增加比表面积,同时炭黑和活性炭的成本低廉,可以更好的运用于工程实践中,通过调整三种不同碳的比例改变氮进入碳骨架中的形态,制备无金属催化剂,并将其负载在钛网阴极上,在电芬顿体系中原位产生更多的H2O2,激发·OH自由基的生成,达到降解水中污染物的目的。利用扫描电子显微镜（SEM）、拉曼光谱（Raman）、红外光谱（FT-IR）、X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）对NGO进行表征。采用氮气脱附-吸附法（BET）测定样品的比表面积和孔径。用电子自旋共振（ESR）技术鉴定了羟基自由基（·OH）的存在。结果发现,氮掺杂三种不同碳材料氧化石墨烯与炭黑、活性炭的比例为4:1:1（NGO（4:1:1））作为改性材料负载在阴极上,更有利于原位产生H2O2以及活化生成·OH。此外,我们还将其应用于水中的污染物降解,结果表明,NGO（4:1:1）在作为阴极催化材料用于二电子氧还原反应产生H2O2具有良好的性能,并在反应进行2h后,COD降解效率为83.5%,TOC的降解率可达到80.3%,能耗为113.59k Wh（kg COD）-1,处理效果明显,连续运行5次（600 min）后,电极未见明显失活。PNT去除率仅下降了3.1%,电催化性能保持良好。
黄雪飞[4]（2021）在《聚苯胺改性石墨颗粒在三维电芬顿体系中处理工业废水的研究》文中研究指明能源与环境问题已成为全球的热点问题。如何在现有技术的背景下开发清洁高效的新能源催化剂,实现当前环境中难降解的污染物质的有效去除,是目前能源与环境保护技术革新的动力和未来的发展方向。电催化反应中的二电子氧还原（ORR）反应是一种很有前景的环境回收方法,该方法以强氧化剂羟基自由基（?OH）为基础的高级氧化技术中双氧水作为助剂起到了至关重要的作用,因为反应体系中双氧水的存在与否,直接导致?OH能不能原位生成。电芬顿的降解效率主要取决于?OH的原位生成能力,而氧还原反应的速率很大程度上依赖于电极材料。碳基材料在环境应用领域,特别是取代贵金属电催化转化方面,已经确立了领先地位,因此,通过对电催化材料的研发与设计,来增加催化剂的缺陷作为活性位点来提高2e-还原的选择性和强化目标污染物与电极之间的相互作用、改善传质过程,从而达到高效的电催化性能,这是非常值得研究和发展的。在本研究中,为了解决这一问题,通过原位生长法合成了氮掺杂聚苯胺多孔石墨颗粒（c PANI-GP）无金属电极材料,并且将所制备的一系列粒子电极作为三维电芬顿体系中的阴极,并采用多孔石墨颗粒（GP）作为阳极,考察其在三维电芬顿体系中对H2O2和?OH生成的影响,以及在不同条件下水体中有机污染物的降解情况,验证了其在氧还原和污染物降解方面优异的电催化性能。采用扫描电镜、X射线电子光谱、傅里叶红外光谱、脱氮吸附等温线等方法对多孔石墨颗粒、聚苯胺多孔石墨颗粒以及炭化聚苯胺多孔石墨颗粒进行了表征,通过电子自旋共振技术观察体系中羟基自由基的存在与否,以此说明氮掺杂聚苯胺多孔石墨颗粒更有利于原位H2O2活化生成?OH的转化。再分别将所制备的电极应用于三维电芬顿体系。结果表明,700c PANI-GP用于三维电芬顿反应在产生H2O2和?OH方面具有良好的性能,水体中非那西汀（PNT）降解率在2 h即可达到95.7%,COD去除率也达到了87.1%,TOC的去除率达76.3%,反应时间1 h能耗为49.7 k W?h/kg COD,该材料在三维电芬顿体系中对污染物的降解有着卓越的性能表现。
陆旭[5]（2020）在《基于UV-LED的光催化氧化乙酰苯胺类药物的效能及机制》文中进行了进一步梳理针对非甾体抗炎药（Non-Steroidal Anti-Inflammatory Drugs,NSAIDs）在地表水以及水处理工艺中检出频繁的问题,本文以波长为365 nm的发光二极管（Ultraviolet-Light-Emitting Diode,UV-LED）作为紫外光源,通过活化双氧水（H2O2）、自由氯（Free Activated Chlorine,FAC）以及过二硫酸盐（PS）三种氧化剂,对典型NASIDs药物非那西汀（Phenacetin,PNT）和扑热息痛（Acetaminophen,ACT）药物污染控制开展研究。考察了氧化剂投量、光照强度及p H等因素分别对UV365-LED/H2O2,UV365-LED/FAC和UV365-LED/PS三个系统降解NSAIDs的影响。结果表明:UV365-LED/H2O2系统中,在p H 3.0时ACT在60 min内去除率和kobs最大,分别为29.2%和5.9×10-3min-1。在p H 5.0时PNT的60 min去除率和kobs最大,分别为31.2%和6.0×10-3 min-1。UV365-LED/FAC系统中,p H 8.5时对污染物去除效能最大,15 min时PNT和ACT的去除率均达到100%,对应kobs分别为2.3×10-1和4.7×10-1 min-1。UV365-LED/PS系统中,p H 8.5时系统对污染物的去除效能最好,60 min内PNT和ACT均完全降解（100%去除）,对应kobs分别为1.8×10-1和1.2×10-1 min-1。通过电子顺磁共振法（ESR）和醇类抑制实验法对各系统中活性氧组分（ROS）进行定性和定量鉴定:结果表明UV365-LED/H2O2系统中主要ROS种类为羟基自由基（·OH）;UV365-LED/FAC系统中主要ROS种类为·OH、臭氧（O3）和活性氯自由基（RCS）;UV365-LED/PS系统中主要ROS种类为·OH、硫酸根自由基（SO4·-）、单线态氧（1O2）和超氧自由基（O2-·）。在UV365-LED/FAC系统中,降解PNT时,RCS所占的平均贡献率最大,为57.4%,而在降解ACT时,FAC贡献率最大,平均为51.3%。但在UV365-LED/PS系统中,SO4·-的平均贡献率最大,在降解PNT和ACT时分别为52.9%和53.0%。进一步对系统的矿化率研究,发现三个系统中矿化率均远小于污染物去除率。UV365-LED/FAC系统在p H 8.5的情况下,经预氧化后消毒副产物的浓度和毒性均明显下降,而p H 5.5和7.0时,经过UV365-LED/PS系统预氧化后,消毒副产物的浓度和毒性均有大幅下降。通过经济性分析,在UV365-LED/H2O2、UV365-LED/FAC和UV365-LED/PS系统中EE/O值的范围分别为1.80～2.97、0.046～0.086和0.089～0.137 k Wh/m3/order,表明UV365-LED活化氧化剂工艺可以很好的运用在实际的水处理工程中。
李桂淑[6]（2020）在《改性阴极材料在电芬顿法处理难降解工业废水中的研究》文中提出近年来,电芬顿法作为重要的电化学高级催化氧化技术之一,在处理水中难降解有机污染物方面引起了诸多关注。电芬顿的基本反应原理是溶解氧在合适的阴极材料表面通过两电子氧还原反应（ORR）产生过氧化氢（H2O2）,该方法可作为一种非常有前途的环境修复方法。电芬顿的降解效率主要取决于H2O2的电生能力,而氧还原反应（ORR）的动力学很大程度上依赖于电极材料。综合目前电极材料开发的发展态势,我们认为开发成本低廉、绿色清洁的双电子（2e-）氧还原途径的电催化材料,用于原位电化学合成H2O2高效的处理难降解有机废水具有极其重要的意义。目前,碳基材料在环境应用领域,特别是取代贵金属电催化转化方面,已经确立了领先地位。石墨烯是一种由碳原子以sp2杂化轨道组成的二维碳纳米材料,该材料已经被证明是一种高效的无金属ORR催化剂,所以石墨烯在电芬顿水处理工艺中的应用也逐渐被考虑。由于电催化氧还原反应动力学缓慢,用于电芬顿工艺的电催化剂还有待开发。因此,通过对电催化材料的组成和表面官能团的设计,强化目标污染物与电极之间的相互作用、改善传质过程和适当增加电催化剂的缺陷作为活性位点来提高2e-还原的选择性,从而达到高效的H2O2产生性能,是非常值得研究和发展的。本课题针对此问题合成了氮掺杂石墨烯（N-graphene）无金属电催化剂,并且制备了氮掺杂石墨烯改性石墨毡（N-graphene-GF）阴极材料。利用扫描电镜（SEM）、拉曼光谱（Raman）、X射线电子能谱仪（XPS）、氮气脱附-吸附（BET）等方法对合成材料进行表征。此外,利用电子自旋共振（ESR）技术捕获水体中自由基,研究过程中我们发现在对原位产生的H2O2活化成?OH的过程中,N-graphene改性石墨毡比graphene更有利于H2O2向?OH的转化。我们将N-graphene-GF应用于电芬顿体系,对药物废水非那西汀（phenacetin）的分解和矿化进行了研究,考察了H2O2的产量和自由基的生成量。结果表明N-graphene-GF用于选择双电子氧还原反应产生H2O2具有良好的性能,水体中污染物的降解率在两个小时内即可达到98%,COD去除率也接近90%,TOC的去除率达76.7%,该材料在电芬顿体系中对污染物的降解和矿化有着卓越的表现。
王晶[7]（2019）在《金属负载及杂原子掺杂碳纳米管催化臭氧氧化有机污染物研究》文中研究指明水中难降解有机污染物毒性高且易于在生物体内富集,危害生态安全和人类健康。非均相催化臭氧氧化技术是一种去除水中难降解有机污染物的有效方法。催化剂是非均相催化臭氧氧化技术的核心,催化活性高且稳定性好的臭氧催化剂是决定该技术能否进一步推广的关键因素。然而,现有非均相臭氧催化剂存在催化活性有待进一步提高、稳定性不足且催化机理不明确等问题。针对这些问题,本论文设计并制备了铈、锰负载碳纳米管及氟掺杂碳纳米管催化剂,研究了它们催化臭氧氧化有机污染物性能,探索了催化剂结构与其催化性能之间的构效关系,并揭示了催化机理。主要研究内容和结论如下:（1）采用水热法制备了二氧化铈负载碳纳米管（CeO2-CNT）催化剂,考察其催化臭氧氧化有机污染物性能。随着CeO2负载量的增加,CeO2-CNT的催化活性先升高后降低,当CeO2负载量为9.0 wt%时催化活性最高,相同条件下其催化臭氧氧化苯酚在60 min反应时间内的TOC去除率为96%,分别是单独CNT（33%）及CeO2（47%）的2.9倍与2.0倍。CeO2-CNT具有良好的稳定性和重复利用性,且在pH=4.1-9.3范围内均表现出良好的催化性能。利用CeO2-CNT/O3体系处理某焦化废水二级出水,反应60 min后CODcr值由104.0 mg L-1降低至40.1 mg L-1,优于国家污水排放标准（GB 18918-2002,50 mg L-1）。电子顺磁共振（EPR）结果表明CeO2-CNT催化臭氧氧化降解有机污染物的活性氧自由基（ROS）为羟基自由基（OH）。CeO2-CNT催化臭氧氧化过程中,Ce4+得到电子被还原为Ce3+,Ce3+催化臭氧生成·OH并转化为Ce4+,维持催化反应的进行。X射线电子能谱（XPS）结果显示反应后的Ce02-CNT中Ce3+/Ce4+比例是单独CeO2中Ce3+/Ce4+比例的1.2倍,说明CNT可以促进Ce4+还原生成Ce3+,有利于催化臭氧生成·OH,提高催化效率。（2）以铈-锰复合金属氧化物为活性组分,磁性碳纳米管包覆碳化铁（CNT@Fe3C）为载体,制备了铈-锰复合金属氧化物负载CNT@Fe3C催化剂（Ce-Mn-O/CNT@Fe3C）。考察Ce-Mn-O/CNT@Fe3C催化臭氧氧化性能,相同条件下Ce-Mn-O/CNT@Fe3C催化臭氧氧化苯酚在45 min反应时间内的TOC去除率为98%,分别是Ce02/CNT@Fe3C（65%）和MnxOy/CNT@Fe3C（54%）的 1.5 倍和 1.8 倍,是臭氧催化剂 CeO2-CNT 的 1.3 倍。Ce-Mn-O/CNT@Fe3C具有良好的稳定性和重复利用性,且在pH=4.2-8.3范围内均表现出良好的催化性能。EPR结果表明Ce-Mn-O/CNT@Fe3C催化臭氧氧化降解有机污染物的ROS为·OH。此外,Ce-Mn-O/CNT@Fe3C是一种磁性材料,容易收集,便于回收再利用。（3）采用离子交换法制备了二价锰离子键合氧化碳纳米管复合材料（Mn2+-OCNT）,利用有机污染物降解过程中小分子酸中间产物的生成和降解导致的溶液pH先降低后升高的自发变化,引发Mn2+在OCNT表面可逆的脱附和吸附过程,实现了Mn2+均相催化臭氧氧化有机污染物过程,并且反应后以Mn2+-OCNT非均相形式的回收。考察Mn2+-OCNT催化臭氧氧化有机污染物性能,发现相同条件下Mn2+-OCNT催化臭氧氧化苯酚效率相较于单独CNT和商业MnO2明显增强,甚至与均相Mn2+的催化效率相当。苯酚降解过程中,溶液pH由6.2降低至3.5,引发92%的Mn2+脱附进入溶液中,溶液中的Mn2+催化臭氧生成·OH降解有机污染物;随后溶液pH由3.5升高至4.5,引发溶液中88%的Mn2+重新吸附到OCNT表面;利用NaOH将溶液pH由4.5提高至5.0（NaOH投加量为0.86 g m-3）,增强Mn2+在OCNT表面的吸附,实现了 100%的Mn2+回收,催化活性恢复至初始水平。（4）通过表面改性制备了氟掺杂碳纳米管（F-CNT）,考察其催化臭氧氧化有机污染物性能。随着氟掺杂量的增加,F-CNT的催化性能先升高后降低,当氟掺杂量为2.17 at%时催化活性最高,相同条件下其催化臭氧氧化草酸在90 min内的TOC去除率为99%,是单独CNT（45%）的2.2倍,且催化性能优于几种典型金属氧化物臭氧催化剂（ZnO、Al2O3、Fe203及MnO2）。F-CNT在催化臭氧氧化有机污染物过程中表现出良好的稳定性和重复利用性。EPR结果表明F-CNT催化臭氧氧化降解有机污染物的ROS为超氧自由基阴离子（O2·-）和单线态氧（1O2）,它们的氧化能力低于·OH，但F-CNT是一种非金属催化剂,能够彻底克服含有金属催化剂存在的金属离子溶出问题。
熊威[8]（2019）在《活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究》文中认为苯酚污染是一个严重的环境问题,由于其生物降解性低、毒性高、富集效应强等特点,近年来引起了人们的广泛关注。在诸多的处理技术中,非均相催化臭氧化技术以其高效、低成本、应用简单等优点成为降解苯酚废水的一种优良技术。本研究以苯酚为目标污染物,以活性炭及其负载铁锰材料作为催化剂,通过改变臭氧浓度和催化剂投加量等因素对催化臭氧氧化苯酚性能进行评价;通过XRD、FTIR、XPS和CV等多种分析手段对催化剂的物理、化学性质进行表征;通过HPLC和GC-MS对苯酚的降解路径和产物进行解析;通过捕获反应体系自由基实验对起催化氧化作用的活性物质进行鉴定;结合以上实验结果得到活性炭及其负载铁锰催化剂催化臭氧氧化苯酚的反应机理和转化路径。得到的主要结果如下:AC/O3系统可以大幅提升苯酚的降解和矿化程度,研究发现适当增加臭氧浓度和活性炭投加量能够提升苯酚和TOC的去除效率;AC/O3系统在pH为3.0时几乎不产生活性物质,主要靠活性炭吸附和臭氧的攻击去除苯酚,则在11.0时,能够产生更多种活性物质(·OH、O2·-和H2O2)降解苯酚;苯酚降解是通过苯环羟基化、开环、形成小分子酸和矿化为CO2和H2O的方式进行,在溶液pH=3.0和11.0条件下的降解路径不同,反应后期草酸都处于累积状态;AC/O3系统处理苯酚废水效果良好,应对化工二级出水体的处理效果一般。Fe/Mn/GAC/O3系统处理苯酚过程中,Mn/GAC（0.10）/O3系统矿化苯酚效果最为显着,去除率为70.7%,较GAC/O3系统提升23.7%,并且具有良好的稳定性;Fe/Mn/GAC的催化机制主要依靠其表面的Fe2+-Fe3+和Mn2+-Mn3+-Mn4+氧化还原循环将臭氧转化为·OH,进而增强苯酚的降解;Fe-Mn/GAC催化剂表面上Fe3O4和MnO2之间存在原电池腐蚀,降低其催化位点;相比于AC/O3系统,Fe/Mn/GAC/O3系统处理苯酚过程中,苯酚的降解产物增加了间苯二酚、苯三酚和琥珀酸,其中部分降解路径也发生改变;Mn/GAC（0.10）/O3系统能够迅速降低石油化工二级出水中苯酚、COD、TOC等指标,是一种高效的深度处理工艺。本研究结果证明开发的基于活性炭的臭氧催化剂可用于苯酚废水的处理,为复杂的含苯酚废水的处理提供了技术支持。
石雪婷[9]（2018）在《苯扎贝特与非那西汀在UV/氯体系中的降解与转化规律研究》文中研究表明近年来,水环境中药物类污染物（PhACs）的频繁检出引起了人们的广泛关注。传统的污水处理工艺不能有效地去除水体中的PhACs,导致PhACs进入饮用水源中,给人类健康和生态环境带来了潜在的危害。作为污水处理厂出水进入水环境的最后一道屏障,消毒工艺对PhACs的去除显得极为重要。而UV/氯作为一种新型消毒工艺已成为国内外学者的研究热点。然而,UV/氯对PhACs的降解与转化规律方面研究较少,因此研究PhACs在其中的降解机制对UV/氯的应用前景有着及其重要的意义。本文选择水体中暴露较为频繁的降血脂类药物苯扎贝特（BZF）和解热镇痛类药物非那西汀（PNT）作为研究对象,分别探究两种目标药物在UV/氯体系中的降解动力学及降解途径。研究结果表明,两种目标药物在UV/氯体系的降解速率常数均大于单独UV、单独氯化、UV/H2O2与UV/S2O82-体系。BZF与PNT的降解符合假一级动力学模型,其降解速率常数（kobs）随着投氯量的增加均呈线性增加。以BZF为例,利用Matlab软件对不同投氯量条件下的自由基浓度变化进行模拟,结果表明kobs的线性增加是由于BZF与ClO·反应,其反应速率常数为5.0×108 M-1s-1。同时,总结了文献中各个药物在UV/氯体系的降解情况发现,kobs呈线性增加的药物均含有酰胺基结构,这表明ClO·易于与含酰胺基类物质反应。BZF与PNT的kobs会随着药物初始浓度、腐殖酸浓度的增加而降低,随着氯离子浓度的增加而升高,而碳酸根对其降解没有影响。随着pH的增加,BZF的kobs逐渐减低,而PNT的kobs先降低后增大。利用硝基苯作为羟基自由基（HO·）的指示剂,得出碱性条件下HO·对药物的降解贡献较低。两种药物在UV/氯条件下的降解机理基本相似,均是先发生羟基化与氯取代,然后进一步发生羟基化、酰胺基断裂、甲氧基断裂以及开环作用。
林盆[10]（2017）在《高效镍基催化剂及催化加氢合成对氨基苯乙醚新工艺研究》文中提出对氨基苯乙醚是重要的药物与精细有机合成中间体,主要用作食品抗氧剂乙氧喹的前体等,具有应用范围广,市场需求量大等特点。对硝基苯乙醚催化加氢合成对氨基苯乙醚新工艺具有选择性和稳定性高、三废少等优点。但由于在催化反应过程中催化剂的种类及催化条件制约了底物的转化率、选择性及催化剂套用次数,限制了其工业化应用。论文在文献阅译和工艺原理分析的基础上,研究了催化加氢合成对氨基苯乙醚新工艺,重点研究了高效镍基催化剂及合成工艺过程和参数,探索出了一条适用于本公司的合成新工艺。通过构建Ti-Ni-Al、Mo-Ni-Al、Cr-Ni-Al三种改性的骨架镍催化剂,实验研究了改性后催化剂的转化率、选择性及稳定性。Mo-Ni-Al骨架镍催化剂具有最好的转化率、选择性及催化稳定性,探究了运用该催化剂的较优工艺参数:反应温度363K;反应压力2.0 MPa;甲醇为溶剂,溶剂:对硝基苯乙醚=1:1（V/V）。对硝基苯乙醚转化率接近完全,对氨基苯乙醚选择性99.3%。但该催化剂在循环套用15次后,其催化活性会有明显下降。为了解决催化剂套用次数的问题,探索更好的催化剂类型,论文随后采用等体积浸渍法（IWIP）以SiO2、TiO2、γ-A12O3为浸前载体制备Ni基负载型催化剂,并通过比表面积测试（BET）、X射线衍射形貌术（XRT）、TPR还原法和活性评价等多种手段对负载型镍基催化剂进行了评估。确定了以γ-A1203为载体的镍基负载型催化剂具有最高的转化率和选择性。其镍含量与其催化活性表现出一定的规律性:起始时,负载型镍基催化剂的催化活性随着镍含量的增加而增加,但载体镍含量超过30wt.%时,其转化率和选择性达到阈值。选择了运用该催化剂的较优工艺参数:甲醇为溶剂,反应温度 359～368K,反应压力2.0MPa,搅拌转速800rpm;对硝基苯乙醚转化率接近完全,对氨基苯乙醚选择性99.2%。催化剂套用35次后没有明显下降。经工业化生产试验探索,生产数据与研究结果基本一致,实际生产中水的用量要求不得大于溶剂用量的10%,装料系数应小于80%。催化剂循环套用催化活性无明显影响。研究成果为产品进一步放大生产积累了相关数据,提供了可行的工艺参数组合。
二、非那西汀生产中活性炭的使用（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、非那西汀生产中活性炭的使用（论文提纲范文）
（2）二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 PhACs来源及危害 |
| 1.2.1 PhACs来源 |
| 1.2.2 PhACs分类 |
| 1.2.3 PhACs危害 |
| 1.3 污水中PhACs的深度处理方法 |
| 1.3.1 活性炭吸附技术 |
| 1.3.2 膜分离技术 |
| 1.3.3 高级氧化技术 |
| 1.4 电催化氧化技术 |
| 1.4.1 电催化氧化技术的基本原理 |
| 1.4.2 电催化氧化技术的特点 |
| 1.4.3 电催化氧化技术的影响因素 |
| 1.4.3.1 电极材料 |
| 1.4.3.2 电化学反应器结构 |
| 1.4.3.3 工艺参数 |
| 1.5 三维电极电催化氧化法概述 |
| 1.5.1 三维电极法的特点 |
| 1.5.2 三维电极的分类 |
| 1.5.3 三维电极法的反应原理 |
| 1.5.4 粒子电极材料的研究进展 |
| 1.6 目标药物污染物概述 |
| 1.7 研究目的及内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 二维电极电催化氧化降解安替比林 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 2.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 2.2.3 实验装置 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.2.5 分析测试方法 |
| 2.2.5.1 表征分析 |
| 2.2.5.2 安替比林浓度的测定 |
| 2.2.5.3 安替比林去除率的计算 |
| 2.2.5.4 安替比林降解动力学分析 |
| 2.2.5.5 电催化氧化过程中能耗计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 表征分析 |
| 2.3.2 操作条件对安替比林降解的影响 |
| 2.3.2.1 电流密度的影响 |
| 2.3.2.2 电极间距的影响 |
| 2.3.2.3 安替比林初始浓度的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 三维电极电催化氧化降解安替比林 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 3.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.2.4.1 氧化铝预处理 |
| 3.2.4.2 Sn-Sb-Bi/γ-Al_2O_3粒子电极的制备 |
| 3.2.4.3 三维电极电催化氧化法处理安替比林 |
| 3.2.4.4 BBD实验设计方法 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 响应面实验结果 |
| 3.3.2 回归方程的建立和方差分析 |
| 3.3.3 响应面分析 |
| 3.3.4 最优条件的预测与分析 |
| 3.3.5 表征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电催化氧化降解安替比林机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 4.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.2.4.1 吸附法 |
| 4.2.4.2 电催化氧化法 |
| 4.2.5 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 二维电极与三维电极电催化氧化降解安替比林的比较 |
| 4.3.2 腐殖酸对安替比林去除效果的影响 |
| 4.3.3 安替比林降解机理分析 |
| 4.3.4 安替比林降解途径分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）电芬顿水处理用氮掺杂改性碳阴极材料的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 电芬顿技术在废水处理中的应用进展 |
| 1.2.1 电芬顿技术 |
| 1.2.2 电芬顿法的分类 |
| 1.2.3 电芬顿技术的应用研究进展 |
| 1.3 氮掺杂石墨烯的方法 |
| 1.3.1 化学气相沉积法(CVD) |
| 1.3.2 氨裂解法 |
| 1.3.3 热溶剂法 |
| 1.3.4 等离子体法 |
| 1.3.5 高温热退火法 |
| 1.4 本课题研究目的及内容 |
| 1.4.1 本课题研究目的 |
| 1.4.2 本课题研究内容 |
| 1.4.3 本课题的主要创新点 |
| 第二章 实验与分析方法 |
| 2.1 实验与仪器 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 表征方法 |
| 2.2.1 扫描电子显微镜对比分析(SEM) |
| 2.2.2 拉曼光谱仪(Raman) |
| 2.2.3 X-射线衍射仪(XRD) |
| 2.2.4 红外光谱分析法(FI-TR) |
| 2.2.5 氮吸附法测定样品的比表面积和孔径(BET) |
| 2.2.6 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3 .分析方法 |
| 2.3.1 非那西汀浓度测定 |
| 2.3.2 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.3.3 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.3.4 PNT 降解效率计算 |
| 2.3.5 一级动力学分析 |
| 2.3.6 紫外分光光度法测定H_2O_2浓度 |
| 2.3.7 电流效率及能耗测定 |
| 2.3.8 电化学性能测试 |
| 2.3.9 电子自旋共振(ESR) |
| 第三章 氮掺杂碳材料的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 氮掺杂碳材料的制备 |
| 3.3 氮掺杂碳材料的物理表征 |
| 3.3.1 扫描电子显微镜分析(SEM) |
| 3.3.2 拉曼光谱仪(Raman) |
| 3.3.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.3.4 红外光谱分析(FI-TR) |
| 3.3.5 比表面积和孔径 |
| 3.3.6 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.4 氮掺杂碳材料的电化学表征 |
| 3.4.1 循环伏安曲线(CV) |
| 3.4.2 线性扫描伏安曲线(LSV) |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 氮掺杂碳材料改性阴极在电芬顿体系中降解有机物的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 氮掺杂碳材料改性阴极材料的制备 |
| 4.3 电芬顿体系中降解废水的影响因素 |
| 4.3.1 实验方法 |
| 4.3.2 不同阴极材料的影响 |
| 4.3.3 pH值的影响 |
| 4.3.4 污染物初始浓度的影响 |
| 4.3.5 电流密度的影响 |
| 4.4 H_2O_2的生成量 |
| 4.5 模拟废水的COD,TOC去除率、能耗研究 |
| 4.5.1 TOC去除与电流效率计算 |
| 4.5.2 COD的去除 |
| 4.5.3 能量消耗计算 |
| 4.5.4 稳定性研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 改性阴极材料在EF反应中生成自由基的情况 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 自由基捕获实验 |
| 5.3 ESR研究 |
| 5.4 降解过程的研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文和参与科研情况 |
| 致谢 |
（4）聚苯胺改性石墨颗粒在三维电芬顿体系中处理工业废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 电化学高级氧化技术的发展 |
| 1.2.1 电催化反应的技术途径 |
| 1.2.2 电芬顿法 |
| 1.3 电极材料的研究进展 |
| 1.3.1 碳基材料电极 |
| 1.3.2 金属氧化物电极 |
| 1.3.3 硼掺杂金刚石薄膜电极 |
| 1.3.4 三维粒子电极 |
| 1.3.5 三维电芬顿体系的研究现状 |
| 1.4 聚苯胺及其复合材料的研究现状 |
| 1.4.1 聚苯胺的概述 |
| 1.4.2 聚苯胺复合材料的研究 |
| 1.5 课题研究的目的及内容 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 氮掺杂多孔石墨颗粒电极的制备 |
| 2.2.1 载体活化 |
| 2.2.2 粒子电极制备步骤 |
| 2.3 实验装置和反应溶液 |
| 2.3.1 实验装置 |
| 2.3.2 反应溶液 |
| 2.4 实验操作 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.5.2 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.5.3 非那西汀浓度测定 |
| 2.5.4 H_2O_2 浓度测定 |
| 2.5.5 电流效率及能耗测定 |
| 2.6 电极材料的表征方法 |
| 2.6.1 紫外分光光谱 |
| 2.6.2 傅里叶变换红外光谱 |
| 2.6.3 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.6.4 比表面积分析 |
| 2.6.5 拉曼光谱分析 |
| 2.6.6 电化学性能测试 |
| 2.6.7 X射线光电子能谱分析 |
| 第三章 催化剂与电极的表征及性能对比研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 电极材料的表征 |
| 3.2.1 扫描电子显微镜对比分析(SEM) |
| 3.2.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.2.3 红外光谱分析 |
| 3.2.4 比表面积分析 |
| 3.2.5 拉曼光谱分析 |
| 3.2.6 电催化氧还原活性的分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 改性阴极材料在三维电芬顿体系中降解非那西汀的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同反应条件对非那西汀降解的影响 |
| 4.2.1 不同电极材料对PNT降解的影响 |
| 4.2.2 多孔石墨颗粒的浸渍时间对PNT降解的影响 |
| 4.2.3 电流密度对PNT降解的影响 |
| 4.2.4 pH对PNT降解的影响 |
| 4.3 模拟废水的TOC、COD去除率、能耗以及电极稳定性研究 |
| 4.3.1 TOC的去除与电流效率计算 |
| 4.3.2 COD的去除 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 改性粒子电极在三维电芬顿体系中降解废水的机理初探 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 羟基自由基浓度分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（5）基于UV-LED的光催化氧化乙酰苯胺类药物的效能及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水中非甾体抗炎药物的分布及危害 |
| 1.1.1 水中非甾体抗炎药物的来源,种类及分布 |
| 1.1.2 NSAIDs的毒性及危害 |
| 1.1.3 NSAIDs的去除效能 |
| 1.2 紫外线技术在水处理中的发展及应用 |
| 1.2.1 基于紫外的多相催化氧化技术 |
| 1.2.2 基于紫外的均相催化氧化技术 |
| 1.2.3 基于UV-LED的紫外技术 |
| 1.3 不同波长下紫外催化氧化法的特点 |
| 1.3.1 长波紫外线 |
| 1.3.2 中波紫外线 |
| 1.3.3 短波紫外线 |
| 1.4 研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验装置构建 |
| 2.4 实验步骤 |
| 2.4.1 污染物去除实验 |
| 2.4.2 计算量子产率实验 |
| 2.4.3 二级反应速率试验 |
| 2.4.4 O3 浓度检测试验 |
| 2.4.5 游离氯浓度检测试验 |
| 2.4.6 过硫酸钠浓度检测试验 |
| 2.4.7 DBPs浓度检测试验 |
| 2.5 检测方法 |
| 2.5.1 污染物浓度检测方法 |
| 2.5.2 PNA浓度检测方法 |
| 2.5.3 BZD浓度检测方法 |
| 2.5.4 游离氯浓度检测方法 |
| 2.5.5 PS浓度检测方法 |
| 2.5.6 原位活性组分ESR检测方法 |
| 2.5.7 TOC测定方法 |
| 2.5.8 DBPs浓度测定方法 |
| 第三章 UV365-LED/H2O2 氧化降解NSAIDS的研究 |
| 3.1 不同影响因子对NSAIDS去除效果的影响 |
| 3.1.1 氧化剂投加量的影响 |
| 3.1.2 光照强度的影响 |
| 3.1.3 pH的影响 |
| 3.2 活性氧组分鉴定及TOC矿化情况 |
| 3.2.1 自由基种类鉴定 |
| 3.2.2 TOC矿化情况 |
| 3.3 经济性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 UV365-LED/FAC降解NSAIDS研究 |
| 4.1 不同影响因子对NSAIDS去除效果的影响 |
| 4.1.1 氧化剂投加量的影响 |
| 4.1.2 光照强度的影响 |
| 4.1.3 pH的影响 |
| 4.2 UV365-LED/FAC动力学计算 |
| 4.2.1 活性氧组分种类鉴定 |
| 4.2.2 O3 生成浓度测定 |
| 4.2.3 活性组分贡献率计算 |
| 4.3 TOC矿化及DBPS生成情况 |
| 4.3.1 TOC矿化情况 |
| 4.3.2 DBPs生成 |
| 4.4 经济性研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 UV365-LED/PS氧化降解NSAIDS的研究 |
| 5.1 不同影响因子对NSAIDS去除效果的影响 |
| 5.1.1 氧化剂投加量的影响 |
| 5.1.2 光照强度的影响 |
| 5.1.3 pH的影响 |
| 5.2 UV_(365)-LED/ PS 动力学计算 |
| 5.2.1 活性组分鉴定 |
| 5.2.2 不同活性组分的贡献率计算 |
| 5.3 TOC矿化及DBPS生成情况 |
| 5.3.1 TOC矿化情况 |
| 5.3.2 UV_(365)-LED/PS预氧化后DBPs生成情况 |
| 5.4 经济性研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新性 |
| 6.3 建议及展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（6）改性阴极材料在电芬顿法处理难降解工业废水中的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题研究意义 |
| 1.2 制药废水的来源、危害以及处理现状 |
| 1.2.1 制药废水的来源、危害 |
| 1.2.2 制药废水的处理现状 |
| 1.2.3 模拟非那西汀制药废水 |
| 1.3 电芬顿技术的研究进展 |
| 1.3.1 电芬顿法的降解机理 |
| 1.3.2 电芬顿法分类 |
| 1.3.3 电芬顿体系中阴极材料的研究进展 |
| 1.3.4 电芬顿技术在废水处理中的应用 |
| 1.4 本课题的研究目的及内容 |
| 1.4.1 课题研究目的 |
| 1.4.2 课题研究主要内容 |
| 第二章 实验与分析方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 非那西汀浓度测定 |
| 2.2.2 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.2.3 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.2.4 浓度、COD、TOC等去除率计算 |
| 2.2.5 H_2O_2浓度测定 |
| 2.2.6 电流效率及能耗测定 |
| 2.2.7 电化学性能测试(CV、LSV) |
| 2.2.8 电子自旋共振(ESR) |
| 2.3 表征方法 |
| 第三章 氮掺杂石墨烯电催化剂的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 氮掺杂石墨烯的制备 |
| 3.3 氮掺杂石墨烯催化剂的电化学表征 |
| 3.3.1 循环伏安曲线(CV) |
| 3.3.2 线性扫描伏安曲线(LSV) |
| 3.4 氮掺杂石墨烯催化剂的物化表征 |
| 3.4.1 扫描电镜分析(SEM) |
| 3.4.2 拉曼光谱分析(Raman spectra) |
| 3.4.3 红外光谱分析(FI-TR) |
| 3.4.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 改性阴极材料在电芬顿体系中降解有机污染物的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 氮掺杂石墨烯改性石墨毡阴极材料的制备 |
| 4.3 改性阴极材料的表征 |
| 4.3.1 扫描电镜分析(SEM) |
| 4.3.2 比表面积和孔径分布分析(BET) |
| 4.4 电芬顿体系中降解废水的影响因素 |
| 4.4.1 实验方法 |
| 4.4.2 不同阴极材料的影响 |
| 4.4.3 催化剂负载量的影响 |
| 4.4.4 电流密度的影响 |
| 4.4.5 pH值的影响 |
| 4.4.6 污染物初始浓度的影响 |
| 4.5 H_2O_2的生成量 |
| 4.6 模拟废水的TOC、COD去除率、能耗以及电极稳定性研究 |
| 4.6.1 TOC的去除与电流效率计算 |
| 4.6.2 COD的去除 |
| 4.6.3 能量消耗计算 |
| 4.6.4 电极的稳定性研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 改性阴极材料在电芬顿法中降解废水的机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 N-graphene-GF在电芬顿过程中降解污染物的可能的机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间的论文发表情况 |
| 致谢 |
（7）金属负载及杂原子掺杂碳纳米管催化臭氧氧化有机污染物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 主要缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 臭氧氧化技术 |
| 1.1.1 臭氧基本性质 |
| 1.1.2 臭氧氧化有机污染物 |
| 1.2 强化臭氧氧化过程方法 |
| 1.3 均相催化臭氧氧化技术 |
| 1.4 非均相催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.1 非均相催化臭氧氧化机理 |
| 1.4.2 非均相催化臭氧氧化催化剂 |
| 1.4.3 提高臭氧催化剂催化效率方法 |
| 1.5 选题依据、研究目的与内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的与内容 |
| 2 二氧化铈负载碳纳米管催化臭氧氧化有机污染物 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验设备与仪器 |
| 2.2.2 实验材料与试剂 |
| 2.2.3 CeO_2-CNT的制备 |
| 2.2.4 表征方法 |
| 2.2.5 臭氧氧化及CeO_2-CNT催化臭氧氧化实验 |
| 2.2.6 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CeO_2-CNT表征及分析 |
| 2.3.2 CeO_2-CNT催化性能测试 |
| 2.3.3 CeO_2-CNT催化机理探究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 铈-锰复合金属氧化物负载磁性碳纳米管包覆碳化铁催化臭氧氧化有机污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验设备与仪器 |
| 3.2.2 实验材料与试剂 |
| 3.2.3 Ce-Mn-O/CNT@Fe_3C的制备 |
| 3.2.4 表征方法 |
| 3.2.5 臭氧氧化及Ce-Mn-O/CNT@Fe_3C催化臭氧氧化实验 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Ce-Mn-O/CNT@Fe_3C表征及分析 |
| 3.3.2 Ce-Mn-O/CNT@Fe_3C催化性能测试 |
| 3.3.3 Ce-Mn-O/CNT@Fe_3C催化机理探究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 Mn~(2+)可逆的脱附和吸附过程实现非均相Mn~(2+)-OCNT均相催化臭氧氧化有机污染物 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验设备与仪器 |
| 4.2.2 实验材料与试剂 |
| 4.2.3 Mn~(2+)-OCNT的制备 |
| 4.2.4 表征方法 |
| 4.2.5 臭氧氧化及Mn~(2+)-OCNT催化臭氧氧化实验 |
| 4.2.6 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Mn~(2+)-OCNT表征及分析 |
| 4.3.2 Mn~(2+)-OCNT催化性能测试 |
| 4.3.3 Mn~(2+)-OCNT催化过程中Mn~(2+)可逆的吸附-脱附过程 |
| 4.3.4 Mn~(2+)-OCNT催化机理探究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 氟掺杂强化碳纳米管催化臭氧氧化有机污染物过程 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验设备与仪器 |
| 5.2.2 实验材料与试剂 |
| 5.2.3 F-CNT的制备 |
| 5.2.4 表征方法 |
| 5.2.5 臭氧氧化及F-CNT催化臭氧氧化实验 |
| 5.2.6 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 F-CNT表征及分析 |
| 5.3.2 F-CNT催化性能测试 |
| 5.3.3 F-CNT催化机理探究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论和展望 |
| 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 |
（8）活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 苯酚废水的污染 |
| 1.1.2 苯酚的来源与危害 |
| 1.2 苯酚废水处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 臭氧氧化和催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.1 臭氧的性质 |
| 1.3.2 臭氧氧化技术概述 |
| 1.3.3 催化臭氧氧化技术 |
| 1.4 基于活性炭的催化剂制备及催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.1 活性炭催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.2 活性炭负载金属催化臭氧氧化技术 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 活性炭催化臭氧氧化处理苯酚 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 装置与流程 |
| 2.2.3 活性炭的制备 |
| 2.2.4 活性炭催化臭氧氧化实验 |
| 2.2.5 活性炭表征方法 |
| 2.2.6 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 活性炭表征分析 |
| 2.3.2 活性炭催化臭氧去除苯酚 |
| 2.3.3 活性炭催化臭氧氧化苯酚过程的影响因素 |
| 2.3.4 活性炭吸附及苯酚降解动力学 |
| 2.3.5 化工二级出水实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 活性炭负载铁锰催化臭氧处理苯酚 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 活性炭负载铁锰催化剂制备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 活性炭负载铁锰催化剂表征方法 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 活性炭负载铁锰催化剂表征分析 |
| 3.3.2 活性炭负载铁锰催化剂催化臭氧氧化苯酚性能 |
| 3.3.3 铁锰浸渍浓度对催化臭氧氧化苯酚性能影响 |
| 3.3.4 活性炭负载铁锰催化剂的稳定性 |
| 3.3.5 石油化工二级出水实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 活性炭催化臭氧系统活性物质分析 |
| 4.3.2 活性炭催化臭氧系统机理研究 |
| 4.3.3 活性炭催化臭氧系统苯酚降解路径 |
| 4.3.4 活性炭负载铁锰催化系统活性物质分析 |
| 4.3.5 活性炭负载铁锰催化臭氧机理研究 |
| 4.3.6 活性炭负载铁锰催化系统对苯酚的降解路径 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）苯扎贝特与非那西汀在UV/氯体系中的降解与转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1 水环境中药物类污染物概述 |
| 1.1.1 水环境中药物类污染物的来源 |
| 1.1.2 水环境中药物类污染物的暴露情况 |
| 1.1.3 水环境中药物类污染物的潜在危害 |
| 1.2 目标药物污染物概述及其研究进展 |
| 1.2.1 目标药物的基本参数 |
| 1.2.2 目标药物的研究进展 |
| 1.3 不同处理工艺对药物的去除现状 |
| 1.3.1 混凝沉淀工艺 |
| 1.3.2 活性炭吸附技术 |
| 1.3.3 生物处理技术 |
| 1.3.4 臭氧氧化技术 |
| 1.3.5 膜处理技术 |
| 1.3.6 高级氧化处理工艺 |
| 1.4 UV/次氯酸(UV/氯)概述 |
| 1.4.1 传统消毒工艺概况 |
| 1.4.2 UV/氯联合技术的研究现状 |
| 1.5 研究意义与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究意义与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 主要试剂与其配制 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 有效氯浓度测定 |
| 2.2.2 目标药物浓度的检测方法 |
| 2.2.3 降解产物的鉴定方法 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 UV/氯对目标药物的降解效能实验 |
| 2.3.2 UV/氯降解目标药物的动力学实验 |
| 2.3.3 UV/氯降解目标药物的影响因素实验 |
| 2.3.4 UV/氯降解过程中HO·和RCSs对目标药物降解贡献 |
| 2.3.5 UV/氯体系降解目标药物的产物鉴定实验 |
| 2.4 不同投氯量下UV/氯体系中各自由基变化的动力学模型概述 |
| 3. UV/氯体系降解目标药物的效能及动力学研究 |
| 3.1 UV/氯体系对目标药物的降解效能研究 |
| 3.1.1 UV/氯体系中BZF的降解效能研究 |
| 3.1.2 UV/氯体系中PNT的降解效能研究 |
| 3.2 UV/氯降解药物的动力学研究 |
| 3.2.1 UV/氯体系中BZF的降解动力学研究 |
| 3.2.2 UV/氯体系中PNT的降解动力学研究 |
| 3.3 UV/氯降解目标药物的影响因素研究 |
| 3.3.1 目标药物初始浓度对其降解速率的影响 |
| 3.3.2 pH对目标药物降解速率的影响 |
| 3.3.3 UV/氯体系中碳酸根浓度对BZF降解速率的影响 |
| 3.3.4 氯离子浓度对BZF降解速率的影响 |
| 3.3.5 腐殖酸浓度对BZF降解速率的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4. UV/氯体系中各活性物种对目标药物降解贡献及产物研究 |
| 4.1 不同活性物种在不同pH下对BZF降解贡献 |
| 4.2 不同活性物种对PNT降解贡献 |
| 4.3 BZF降解产物鉴定与降解路径推测 |
| 4.3.1 BZF降解产物浓度变化及其鉴定 |
| 4.3.2 BZF降解路径推测 |
| 4.4 PNT反应产物鉴定与降解路径推测 |
| 4.4.1 PNT降解产物浓度变化及其鉴定 |
| 4.4.2 PNT降解路径推测 |
| 4.5 小结 |
| 5. 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（10）高效镍基催化剂及催化加氢合成对氨基苯乙醚新工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 对氨基苯乙醚的化学特性及应用 |
| 1.2 对氨基苯乙醚生产工艺研究进展 |
| 1.2.1 对氨基苯酚法 |
| 1.2.2 对硝基苯酚法 |
| 1.2.3 对氯硝基苯法 |
| 1.2.4 苯乙醚法 |
| 1.2.5 铁粉还原法 |
| 1.2.6 硫化碱还原法 |
| 1.2.7 催化加氢合成对硝基苯乙醚的研究进展 |
| 1.3 对硝基苯乙醚催化加氢的主要影响因素 |
| 1.3.1 催化剂的用量与种类对加氢反应的影响 |
| 1.3.2 搅拌因素对加氢反应的影响 |
| 1.3.3 压力与反应温度对加氢反应的影响 |
| 1.3.4 反应物浓度对加氢反应的影响 |
| 1.3.5 溶剂的种类和用量对加氢反应的影响 |
| 1.4 课题的立题意义与目的 |
| 1.5 研究内容与主要成果 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 不同类型催化剂的制备 |
| 2.2.1 改性骨架镍催化剂的制备 |
| 2.2.2 负载型镍基催化剂的制备 |
| 2.2.3 负载镍基催化剂的还原 |
| 2.3 骨架镍催化剂加氢工艺实验 |
| 2.4 镍基负载型催化剂的结构表征 |
| 2.4.1 X射线衍射测定(XRD) |
| 2.4.2 扫描电子显微镜测定(SEM) |
| 2.4.3 比表面及孔径测定(BET) |
| 2.4.4 程序升温还原(H_2-TPR) |
| 2.5 负载镍基催化剂加氢工艺实验 |
| 第三章 骨架镍催化剂的性能优化及评价 |
| 3.1 对硝基苯乙醚反应原理及机理过程 |
| 3.1.1 对硝基苯乙醚加氢还原的反应历程 |
| 3.2 浸取动力学研究 |
| 3.2.1 影响脱铝量的因素 |
| 3.2.2 脱铝反应机理以及模型分析 |
| 3.3 骨架镍催化剂的活性本质 |
| 3.4 对硝基苯乙醚加氢工艺影响因素分析 |
| 3.4.1 不同类型骨架镍催化剂对底物加氢性能的影响 |
| 3.4.2 溶剂用量对加氢反应的影响 |
| 3.4.3 温度T对加氢反应的影响 |
| 3.4.4 压力P对加氢反应的影响 |
| 3.4.5 催化剂套用次数对加氢反应的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 负载型镍基催化剂制备及性能研究 |
| 4.1 载体因素 |
| 4.1.1 载体类型对催化剂性能的影响 |
| 4.1.2 不同载体类型催化剂的BET 比表面积 |
| 4.1.3 不同载体催化剂XRD表征图 |
| 4.1.4 不同载体催化剂TPR图 |
| 4.2 Ni含量因素的影响 |
| 4.2.1 不同Ni含量Ni/γ-Al_2O_3催化剂BET表征 |
| 4.2.2 不同Ni含量Ni/γ-Al_2O_3催化剂XRD表征 |
| 4.2.3 不同Ni含量Ni/γ-Al_2O_3催化剂TPR表征 |
| 4.2.4 不同Ni含量Ni/γ-Al_2O_3催化剂SEM表征 |
| 4.3 不同因素对Ni/γ-Al_2O_3催化剂性能的影响 |
| 4.3.1 Ni负载量对催化剂性能的影响 |
| 4.3.2 反应温度对催化剂性能的影响 |
| 4.3.3 搅拌速度对催化加氢还原反应的影响 |
| 4.3.4 溶剂的量对催化剂性能的影响 |
| 4.3.5 催化剂的循环套用次数对催化剂性能的影响 |
| 4.3.6 水对催化剂性能的影响 |
| 4.3.7 投料系数对催化剂性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 催化加氢新工艺的工业化试验研究 |
| 5.1 原料与设备 |
| 5.1.1 原料 |
| 5.1.2 设备与仪器 |
| 5.2 工业化工艺流程与操作 |
| 5.3 工业化生产的控制条件对加氢反应性能的影响 |
| 5.3.1 工业化生产中压力对反应的影响 |
| 5.3.2 工业化生产中温度对反应的影响 |
| 5.3.3 搅拌速度对反应的影响 |
| 5.3.4 溶剂的量对反应的影响 |
| 5.3.5 溶剂的种类对反应的影响 |
| 5.3.6 催化剂的循环套用对反应的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 骨架镍催化剂的性能研究 |
| 6.1.2 负载型镍基催化剂制备及性能研究 |
| 6.1.3 工业化生产实验条件的探索 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 个人简介 |
| 致谢 |
四、非那西汀生产中活性炭的使用（论文参考文献）
- [1]制药行业原料药筛选及排放场景研究[D]. 武皓阳. 北京化工大学, 2021
- [2]二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究[D]. 王旭. 中北大学, 2021(09)
- [3]电芬顿水处理用氮掺杂改性碳阴极材料的制备及性能研究[D]. 冯佳艺. 天津工业大学, 2021(01)
- [4]聚苯胺改性石墨颗粒在三维电芬顿体系中处理工业废水的研究[D]. 黄雪飞. 天津工业大学, 2021(01)
- [5]基于UV-LED的光催化氧化乙酰苯胺类药物的效能及机制[D]. 陆旭. 东南大学, 2020(01)
- [6]改性阴极材料在电芬顿法处理难降解工业废水中的研究[D]. 李桂淑. 天津工业大学, 2020(02)
- [7]金属负载及杂原子掺杂碳纳米管催化臭氧氧化有机污染物研究[D]. 王晶. 大连理工大学, 2019(06)
- [8]活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究[D]. 熊威. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [9]苯扎贝特与非那西汀在UV/氯体系中的降解与转化规律研究[D]. 石雪婷. 北京林业大学, 2018(04)
- [10]高效镍基催化剂及催化加氢合成对氨基苯乙醚新工艺研究[D]. 林盆. 浙江工业大学, 2017(01)