一、超声空化降解水中有机污染物的研究进展(续)（论文文献综述）
李灌澍[1]（2020）在《水力空化结合高级氧化技术系统的构建及降解有机污染物的研究》文中研究指明近年来,现代工业技术高速发展,不仅将含有大量有机污染物的废水排放到环境中,而且水体中难降解的物质也更多更复杂。这给传统水处理方法带来巨大的压力,并且传统处理方法也对这些污染物无能为力。为此,迫切需要探寻新型的污水处理技术,来满足工业的发展和环保的要求。高级氧化技术是通过产生高活性的自由基,氧化分解难降解的有机污染物,对处理复杂的工业废水是一种潜在的优势技术。水力空化是一种新兴的高级氧化技术,具有设备简单、绿色无二次污染以及易于实现和维护等诸多优点,含有其他技术无法比拟的优势,并且,其在环境领域的应用还处于起步阶段。但是,单独应用水力空化技术时,水力空化处理的效率较低,不能充分彻底的降解有机污染物。因此,水力空化技术与其他高级氧化技术的联用可能可以更好的解决这个问题,并可以将水力空化应用于更广阔的领域。本文全新构筑实验室内的水力空化降解系统,并研究了水力空化催化、水力空化复合光催化以及水力-超声双空化的实验方法,通过对文丘里管空化器的几何参数研究,包括喉部形状与大小、喉部发散角的大小和喉部的长度等,来优化最佳的空化效应强度。此外,还通过水力空化的操作参数,包括入口压力、操作温度、污染物的初始浓度和pH值等参数,调试出各个系统的最佳降解条件。由于空化的发生可以产生极端条件,能够激发合适带宽的催化剂,进一步地提高水力空化及联合其他高级氧化技术的降解效率。本文还设计并制备了不同的适用于空化系统的催化剂,保证催化剂的稳定性,以此适用于空化所产生的极端条件。此外,具有磁性的催化剂可以使催化剂回收再利用,实现绿色环保的理念。且水力空化产生的冲击波和剪切力可以清洗催化剂的表面,避免污染物在催化剂表面吸附,使更多的活性位点应用于污水处理中。具体研究内容如下:（1）研究了新的水力空化催化方法,使用溶胶-凝胶法制备了Fe3+-doped TiO2催化剂,并成功使用到水力空化系统中来降解罗丹明B（RhB）。制备的TiO2和不同的Ti/Fe摩尔比的Fe3+-doped TiO2的晶型、形态、结构、化学组成和吸光范围,通过使用X-射线衍射仪（XRD）、扫描/透射电子显微镜（SEM/TEM）、X-射线光电子能谱（XPS）、紫外可见漫反射光谱（UV-vis DRS）和光致发光光谱（PL）进行表征。考察了文丘里管的喉部形状和大小以及喉部发散角的大小对水力空化效应的影响。在优化后的水力空化系统中,进行水力空化催化实验,研究不同的Ti/Fe摩尔比的Fe3+-doped TiO2催化剂对罗丹明B（RhB）降解的影响。另外,通过响应曲面实验优化水力空化催化的操作参数,包括入口压力、操作温度和污染物的初始浓度对罗丹明B（RhB）降解的影响。最后,提出了Fe3+-doped TiO2存在下,水力空化催化降解罗丹明B（RhB）的可能机理。实验结果表明,在最佳实验条件下罗丹明B（RhB）的水力空化催化降解率可达91.11%。（2）构筑了新型的水力空化复合光催化系统,制备了磁性包覆结构的Fe3O4@TiO2-Pd催化剂降解结晶紫（CV）。使用多种表征技术考察了不同TiO2壳厚度的Fe3O4@TiO2-Pd催化剂的晶体结构、化学组成、外观形态、吸收范围和回收磁性等性质。考察了文丘里管几何参数喉部长度和操作参数入口压力对水力空化降解结晶紫（CV）的影响。以及入口压力、不同的催化剂和不同的联合方法,对水力空化复合光催化降解结晶紫（CV）的影响。通过使用不同的捕获剂鉴定了反应过程中存在的活性氧物种（ROS）。最后,提出了磁性包覆结构的Fe3O4@TiO2-Pd催化剂的存在下,水力空化复合光催化降解结晶紫（CV）的可能机理。实验结果表明,在Fe3O4@TiO2-Pd的存在下,结晶紫（CV）的水力空化复合光催化降解率可达82.17%。（3）全新组装了水力-超声复合双空化系统,制备了磁性一体化Zn0.5Co0.5Fe2O4催化剂,通过水力-超声复合双空化降解酸性橙II（AO II）。多种表征技术的使用考察了Zn0.5Co0.5Fe2O4的晶态、外貌形态和化学组成等。考察了单独水力空化的入口压力和单独超声空化的超声功率,分别对水力空化催化和超声空化催化降解酸性橙II（AO II）的影响。此外,研究了不同联合方法并计算复合技术的复合效果。最后,鉴定了酸性橙II（AO II）降解过程中的活性氧物种（ROS）,以此提出了在磁性催化剂Zn0.5Co0.5Fe2O4存在下,水力-超声复合双空化降解酸性橙II（AO II）的可能机理。实验结果表明,在催化剂Zn0.5Co0.5Fe2O4存在下,水力-超声复合双空化降解酸性橙II（AO II）的降解率可达84.42%。
张青青[2]（2020）在《超声结合CuO/AC催化剂降解混合酚》文中提出随着工业的持续发展,工业废水的排放量也在逐渐增加,若工业废水不达标就排放出来,不仅会污染地表水甚至会造成地下水污染。尤其是废水中的酚类污染物,其毒性大,成分较复杂,很难进行生物降解,被许多国家列为优先污染物。近年来,利用超声降解废水中酚类污染物成为很多学者研究的热点,并取得了较满意的效果,本文研究采用超声结合负载型催化剂降解混合酚。其主要是因为负载型催化剂具有较大的比表面积,利用超声结合负载型催化剂法实现了对废水中混和酚的协同降解,能显着提高混合酚的降解率。同时探究了催化剂制备条件、催化剂用量、超声功率、溶液pH、溶液初始浓度等对混合酚降解率的影响,为未来工业化处理污水提供新的思路。采用超声结合负载型催化剂-活性炭负载氧化铜（CuO/AC）降解三组混合酚,第一组混合酚（邻氯苯酚、3-氯酚、2,5-二甲基苯酚）、第二组混合酚（对硝基苯酚、邻硝基苯酚、3,5-二甲基苯酚）、第三组混合酚（4-氯间苯二酚、邻甲酚、3,4-二甲苯酚、2,4-二甲苯酚）。该方法采用联用技术,充分发挥超声空化效应的优势,能大大提高混合酚的降解率。（1）负载型催化剂（CuO/AC）的制备及表征采用多次浸渍法制备负载型催化剂CuO/AC,通过XRD、SEM对制备的负载型催化剂进行表征,发现CuO/AC催化剂表面和空隙内都分布着颗粒状CuO,并观测到尖锐的CuO强峰。同时测定了负载型催化剂的比表面积、牢固度以及负载量,发现负载型催化剂的比表面积,牢固度及负载量越大,其对混合酚的超声降解效果越好。负载型催化剂的最佳制备制备条件为:硝酸铜浸渍液浓度:0.01 mol·L-1、煅烧温度:450℃、催化剂用量:3 g·L-1（A3B1C3）。（2）建立液相色谱条件探究3组混合酚的液相色谱分离条件,包括:检测波长、柱温、流动相种类及比例、流速。发现第一组混合酚的最佳色谱分离条件为:检测波长275 nm,流动相比例为V乙腈:V水=30:70,流速为1.0 mL·min-1,柱温为25℃;第二组混合酚的最佳色谱分离条件:变波长检测（05 min,λ=317 nm;58 min,λ=279 nm;812 min,λ=273 nm）,柱温为25℃,流动相比例为V水:V甲醇=50:50,流速为1.0 mL·min-1;第三组混合酚的最佳色谱分离条件:检测波长为277 nm,流动相比例为V水:V甲醇=50:50,流速为1.0 mL·min-1,柱温为25℃。（3）超声结合负载型催化剂降解三组混合酚采用超声结合负载型催化剂降解三组混合酚,探究了催化剂制备条件、催化剂用量、超声功率、溶液pH、初始浓度对混合酚降解率的影响。实验结果表明:第一组混合酚的最佳降解条件:初始浓度为100 mg·L-1、催化剂用量为1.8 g·L-1、超声功率为400 W、原始pH,超声降解60 min后,邻氯苯酚、3-氯酚、2,5-二甲基苯酚的降解率分别为:92.5%、90.7%、96.28%。第二组混合酚的最佳降解条件:初始浓度为50 mg·L-1、催化剂用量为1.6g·L-1、超声功率为400 W、原始pH。超声降解60 min后,对硝基苯酚、邻硝基苯酚、3,5-二甲基苯酚的降解率分别为:94.5%、93.56%、96.28%。第三组混合酚的最佳降解条件为:初始浓度为100 mg·L-1、催化剂用量为2.4·L-1、超声功率为500 W、原始pH。超声降解60 min后,4-氯间苯二酚、邻甲酚、3,4-二甲苯酚、2,4-二甲苯酚的降解率分别为:94.84%、85.16%、94.82%、96.02%。（4）混合酚降解机理的探究在混合酚的最佳降解条件下,加入三种不同的自由基捕获剂（叔丁醇、异丙醇、正丁醇）,通过比较加入捕获剂前后对混合酚降解率的影响,推测混合酚在降解过程中发生的反应类型。通过采用高效液相色谱法对混合酚在降解过程产生的中间产物进行定性分析,推测混合酚的降解机理。发现邻氯苯酚在降解过程中生成邻苯二酚,进一步被氧化为邻苯醌,最终矿化为无污染的二氧化碳分子和水分子。3-氯酚在超声空化效应产生的高温高压条件下,分子中的C-Cl键发生断裂同时受-OH定位效应的影响,发生亲电加成反应生成1,2,4-苯三酚。最终被氧化开环生成CO2和H2O等小分子物质。2,5-二甲基苯酚在降解过程中生成2,5-二甲基对苯二酚,进一步被氧化为2,5-二甲基对苯醌,最终被氧化开环生成二氧化碳和水分子。邻硝基苯酚在降解过程中受-OH定位效应的影响,反应生成1,2,4-苯三酚最终被氧化为二氧化碳和水分子。对硝基苯酚发生高温热解反应,使C-NO2键发生断裂,同时羟基自由基攻击该自由基生成对苯二酚,发生氧化反应生成对苯醌,最终矿化为二氧化碳和水分子。3,5-二甲基苯酚在超声结合负载型催化剂的降解过程中,生成1,3-二甲基对苯二酚,进一步被氧化生成1,3-二甲基对苯醌,最终矿化为大量的二氧化碳和水分子。4-氯间苯二酚在降解过程中羟基自由基的攻击使羟基取代-Cl,生成1,2,4-苯三酚,经过进一步氧化生成二氧化碳和水等小分子物质。对于2,4-二甲苯酚在降解过程中没有检测到中间产物。邻甲酚在超声降解过程中,生成2-甲基对苯酚,进一步氧化生成2-甲基对苯醌,最终被氧化为二氧化碳和水分子。3,4-二甲苯酚在超声结合催化剂的降解过程,生成4,5-二甲基邻苯酚,经过一系列的氧化反应生成丙酮酸,最终被矿化为二氧化碳和水等小分子物质。
李光明[3]（2020）在《超声类芬顿体系的构建及催化效能研究》文中研究说明近年来,水污染严重危及人类健康,传统的芬顿处理法具有运行成本较高、最佳pH范围小、产生大量的铁泥、均相催化剂难以回收等局限性。基于非均相催化剂的超声芬顿技术是一种新型的高级氧化技术,因具有设备简单、易于回收、反应快速等优点而受到重视。基于此,本文以功能结构一体化的泡沫铁为催化剂及催化剂载体,构建以罗丹明B为目标污染物的非均相超声芬顿体系,考察其作为有机废水预处理工艺的降解效能及作用机制。以泡沫铁为催化剂构建超声/泡沫铁/H2O2体系时,超声与芬顿的组合工艺表现出明显的协同效应,显着提高了水中罗丹明B的去除效能。罗丹明B的去除效能在变幅杆式超声发生器中以脉冲模式作用时最高,并与超声功率、H2O2的投加量在一定范围内呈正相关,与水体初始温度、初始pH值呈负相关。当超声强度为300W,超声频率为20k Hz,温度为25℃,pH为3.0,RhB初始浓度为5mg·L-1,H2O2初始浓度为0.5m M时,罗丹明B经1min的反应即可达到92.45%的去除率,但后续的反应极易产生铁泥。为了拓宽该体系的pH适用范围,本文尝试投加不同的配合剂,发现可以起到一定的拓宽pH适用范围作用,但去除效率远不及H2O2。当投加不同类型泡沫金属时,发现泡沫双金属是高效去除并减少铁泥和拓宽pH的最佳选择。以泡沫铁为催化剂载体,合成泡沫铁镍双金属催化剂,所构建的超声/泡沫铁镍/H2O2体系在初始pH为3.0时,一级反应表观速率常数(70.88×10-3·s-1,R2=0.99)为超声/泡沫铁/H2O2体系的1.77倍。且在pH为3,4,5的条件下超声/泡沫铁镍/H2O2体系对罗丹明B的去除效能都高于超声/泡沫铁/H2O2体系,说明镍的修饰有效拓宽了该体系的pH适用范围。以泡沫铁镍为催化剂载体,合成TiO2-泡沫铁镍声光催化剂,通过TiO2修饰在泡沫铁、泡沫镍以及泡沫铁镍载体的对比研究,发现TiO2-泡沫铁镍在反应中能够有效克服催化剂钝化的同时达到高效的去除能力。通过UV-vis DRS分析及避光对比试验,证明该催化剂达到了可见光催化效能,有效提高了能量利用率。在初始pH为4时,超声/TiO2-泡沫铁镍/H2O2体系的一级反应表观速率常数(1.87×10-2·s-1,R2=0.99)为超声/泡沫铁镍/H2O2体系的3.40倍。此外,在初始pH为5,6,7时,其去除效率都显着高于超声/泡沫铁镍/H2O2体系,说明该体系在提高能量利用率的同时进一步拓宽了pH适用范围。机理分析表明,超声不仅促进了Fe2+的释放和再生,也促进了H2O2的分解和产生,有效提高了均相芬顿反应单元的进行,利于有机污染物的氧化分解。镍有效缓解了Fe2+的释放,促进了Fe2+的再生,而TiO2-泡沫铁镍在此基础上进一步促进了Fe2+的再生,由此有效促进了液体中芬顿氧化反应。超声空化裂解O2以及光生电子活化O2产生的O2-·是这三种超声芬顿体系的主要氧化活性物质,主要起到氧化分解有机物和促进Fe3+还原成Fe2+的作用。另外一种重要的氧化活性物质是·OH,其中TiO2-泡沫铁镍催化剂能产生最多的·OH,并可在同一反应时间内使有机物降解程度最高。泡沫铁、泡沫铁镍、TiO2-泡沫铁镍三种催化剂都具有良好的稳定性和重复使用性,尤其是经过镍修饰后的泡沫铁,抗腐蚀性有效提高,但也有表面活性成分经反应和酸洗过程脱落的现象,因此需要进一步优化合成条件,达到更高的稳定性,实现工业化应用。通过三种催化剂构成的超声芬顿体系分别对不同类型的染料去除效能比较研究,发现对不同染料具有效能差异。因此需要在不同水体条件中选用不同的超声芬顿体系,以期达到最好的去除效能。本研究合成的泡沫铁镍、TiO2-泡沫铁镍催化剂及其构建的超声类芬顿体系不仅能够达到对染料的高效去除,还能克服体系产铁泥的现象,有效拓宽了pH适用范围,为有机废水的高效预处理工艺提供了新思路,为实际处理过程中的调控提供了理论支持。
刘微[4]（2019）在《超声水处理过程中亚硝胺类副产物的生成机制及定量构效关系研究》文中认为超声是一项新兴且环境友好的水处理技术,近年来超声在去除难降解有机物和抑制灭活藻类方面取得了很大的进展,并且它可以与其他水处理技术联用,是一种具有应用前景的水处理技术。过去的研究多关注于超声空化氧化降解水中有机污染物的效能及机制,却忽略了超声空化过程的固氮作用所导的亚硝化副反应,以及由此产生的高毒高致癌亚硝胺类副产物。本研究首次就超声水处理过程中,亚硝胺类副产物的生成机制以及前体物分子特性识别进行系统研究。在超声空化氧化生成亚硝胺的过程中发现,NDPhA、NDBA和NDPA的生成速率和最大摩尔转化率都远高于其他六种亚硝胺类副产物。这是因为前体物DPhA、DBA和DPA均为疏水不挥发性物质,包括其生成的对应亚硝胺也有相似性质容易大量沾附在具有高浓度·NO的气液界面,进而与·NO发生反应。九种亚硝胺的生成速率与频率的关系均为:600khz>400khz>200khz,NDPhA的最大摩尔转化率与超声频率大小变化的具体关系为:600kHz>200kHz>400kHz,其余八种亚硝胺的最大转化率随超声频率变化的大小关系均为:600kHz>400kHz>200kHz,这说明亚硝胺的生成速率和转化率和超声空化强度有关。九种亚硝胺类物质的生成速率和最大摩尔转化率均随声能密度的增加而增加,这是因为声能密度增大使体系中的亚硝化剂（·NO及N2O3等）增多,使得生成速率和最大摩尔转化率都增加。九种亚硝胺均在pH=7条件下有最大摩尔转化率。NDPhA的生成速率在pH=3条件下最快,而其他八种亚硝胺均在在pH=7条件下生成速率最快,这是因为pH影响了前体物分子的存在形式以及·OH和·NO的活性。九种亚硝胺的初始生成速率随仲胺初始浓度的增大而增大,这是因为:随着仲胺初始浓度的增大,超声空化过程中产生的·NO和氮氧活性物质与仲胺物质接触碰撞的几率增大,使亚硝胺的生成速率随仲胺初始浓度的增大而增大。Br-的存在促进了亚硝胺的生成,而PO43-和NH4+抑制了亚硝胺的生成,且PO43-对亚硝胺生成的抑制效果较为显着。这是因为无机离子的存在影响了亚硝胺生成和降解过程所需要的氮氧化物和·OH的存在数量。本研究基于所做实验计算得到的超声过程亚硝胺生成的生成速率和理论最大摩尔转化率,利用Gaussin 09、IBM SPSS 25.0等软件,采用MLR数学算法,分别建立了亚硝胺生成速率的QSAR模型1和亚硝胺最大摩尔转化率的QSAR模型2,模型1的方程为k=0.768QN-+0.308logkow+1.18x10-15,模型2的方程为Y=0.932MV+3.356x10-16。模型拟合能力、稳健性、预测能力等指标均良好。同时通过实验得到亚硝基乙基苯胺的生成速率和理论最大摩尔转化率作为验证数据来进行模型的验证,表明模型具有可靠性,可以初步预测亚硝胺的生成速率和最大摩尔转化率,能够解析亚硝胺的生成机理。
李达彦[5]（2019）在《H2O2协同超声—光催化氧化偶氮染料AO7的效果及降解途径研究》文中认为工业中排放的偶氮染料废水通常显色重、毒性大且难降解,若直接排入环境将严重威胁生态安全和人类健康。在严峻的水污染形势下,针对性开发并改进废水处理技术的需求十分迫切。超声-光催化是一种以自由基氧化为基础的高级氧化工艺,兼具超声空化及光催化氧化的技术优势,可单独亦可与其他技术组合应用,使用灵活且适用性强,在难降解有机废水处理领域具有良好的应用前景。本文以偶氮染料酸性橙7（AO7）为目标污染物,通过构建超声（US）-紫外光（UV）催化体系及H2O2协同下的US-UV/TiO2体系,研究了催化剂投加量、H2O2投加量和初始pH值对AO7降解的影响,利用响应面优化了H2O2-US-UV/TiO2体系的因素条件并探索了AO7降解机理。主要研究成果如下:（1）选用纳米TiO2和δ-MnO2为催化剂,研究超声辅助对UV/TiO2和UV/δ-MnO2体系降解AO7的脱色效果影响。结果表明:在UV催化体系中引入超声可有效提高AO7的脱色降解效果,当投加2.5mmol/L催化剂时,超声辅助使UV/TiO2体系降解AO7的脱色率从47.3%提高至59.4%,超声辅助使UV/δ-MnO2体系降解AO7的脱色率从37.8%提高至53.6%。随着催化剂投加量的增加,AO7脱色率先增大后减小,最佳TiO2投加量为0.5g/L、最佳δ-MnO2投加量为0.2g/L。酸性初始pH条件更有利于US-UV/TiO2催化降解AO7。（2）构建了H2O2-US-UV/TiO2协同体系处理AO7模拟废水,在投加0.5g/L TiO2和不调节溶液初始pH（≈5.6）条件下,向US-UV/TiO2体系投加1mmol/L的H2O2可使AO7脱色率从59.4%提高至70.6%,表明H2O2对US-UV/TiO2体系降解AO7具有协同作用。通过单因素实验和响应面分析研究了主要因素对AO7脱色率的影响。结果表明,协同体系下影响因素的显着性大小为H2O2投加量>初始pH值>TiO2投加量;随着TiO2投加量和H2O2投加量的增大,AO7脱色率呈现先增加后减小的趋势;酸性初始pH条件有利于AO7的脱色降解,在初始pH<9条件下可实现85%AO7脱色率;综合考虑脱色效果与经济成本,体系最佳降解条件为:TiO2投加量为0.5g/L,H2O2投加量为4mmol/L,初始pH=3。（3）通过投加叔丁醇验证了H2O2-US-UV/TiO2优化体系的条件下,AO7降解过程中存在明显的羟基自由基氧化作用。UV-vis分析表明AO7脱色降解伴随着偶氮键、萘环和苯环结构的破坏,协同体系降解60min时的AO7矿化率为23.3%。通过LC-MS检测到的主要降解产物包括:2-萘酚、（S）-4-羧基苯甘氨酸、肉桂酸和1,2-癸二醇。
孟亮[6]（2019）在《可循环光助声芬顿体系的构建及降解水中内分泌干扰物的机制研究》文中研究指明近些年,水环境中的内分泌干扰物（Endocrine Disrupting Compounds,EDCs）由于其广泛性和危害性引起国内外的广泛关注。EDCs在我国地表和地下水中广泛存在,不仅种类多而且污染情况严重。由于大多数EDCs化学结构稳定、难生物降解,在传统污水处理工艺及饮用水处理工艺中难以有效去除。过去几十年,各种高效率的高级氧化技术（Advanced Oxidation Technologies,AOTs）应运而生,由于强氧化性的自由基在降解难生化有机污染物方面具有显着优势,国内外围绕各种类型的AOTs展开了大量的研究,其中一些比较成熟的AOTs技术也广泛应用于实际水处理领域（如Fenton技术）。然而,AOTs的可持续性和环保性成为一味追求高效率之外最需要考虑的关键因素。超声氧化（Ultrasonic oxidation,US）作为众多AOTs中少有的“绿色”技术,具有独特优势和固有的问题。据报道,将Fenton工艺引入US体系能够提高US体系的降解效率,但大量的铁投入不仅增加成本还易造成二次污染。基于此,本文提出构建一种新型高效的光助声芬顿体系,利用太阳能提高声芬顿技术的效率以期减少铁的消耗,并利用此技术去除水中的EDCs。在此基础上,进一步探讨利用广泛研究和应用的TiO2光催化剂促进声芬顿体系中铁循环的作用和机理,为声芬顿技术的应用提供新的思路和理论基础。本文分四部分研究光助声芬顿体系的构建:（1）单独超声体系降解EDCs效能及机理分析;（2）构建声芬顿体系及EDCs降解机理研究;（3）P25介导的光芬顿工艺的构建及作用机理分析;（4）构建P25介导的光助声芬顿体系及EDCs降解效能分析。首先,选取两种典型的EDCs:双酚A（Bisphenol A,BPA）和邻苯二甲酸二甲酯（Dimethyl Phthalate,DMP）,系统地研究了单独超声体系对其降解的影响。结果表明:在相同功率下,高频超声体系对BPA和DMP的降解率要显着高于低频超声,其降解动力学符合伪一级动力学模型,其中高频超声体系有着较高浓度的H2O2的积累。超声体系中主要的活性物种为·OH自由基,超声降解EDCs主要集中在空化泡界面的自由基氧化反应,因此更适于降解疏水性强的BPA。此外,以BPA为目标物,研究了各种水质参数（BPA初始浓度、pH、温度和背景阴离子等）对高频超声降解BPA的影响。结果显示,随着BPA浓度的增加,BPA降解速率降低,但其降解的BPA分子的量增加;酸性条件更有利于BPA的超声降解;在40℃的下,400 kHz的超声对BPA的降解率最高;不同背景阴离子中CO32-、HCO3-和NO2-表现出更为显着的抑制作用,而NO3-、Cl-和SO42-对BPA的降解影响较弱。通过LC/MS分析BPA降解产物发现,超声降解BPA的机理主要以·OH自由基攻击苯环和C-C键的断裂。然而,单独超声体系对BPA的矿化度较低。进一步,为充分利用超声体系中原位产生的H2O2,通过投加Fe2+构建声芬顿工艺,提高对EDCs的降解能力。结果表明:增加Fe2+投加量可提高BPA和磺胺嘧啶（Sulfadiazine,SDZ）降解率,其中对亲水性更强的SDZ去除率的提升更加显着。但当Fe2+过多时,因Fe2+与·OH发生淬灭反应,导致声芬顿工艺对EDCs去除率的下降。降解动力学分析显示,疏水的BPA的降解符合伪一级动力学,而对亲水的SDZ的降解则可用Behnajady动力学模型表示。此外,改变Fe2+的投加方式对SDZ去除率的影响不大,说明声芬顿体系中的原位供给H2O2模式在充分利用自由基方面已经起到较大的作用,想要进一步提高声芬顿体系效率重在有效实现二价铁再生。研究发现,Fe3+在可见光下光解产生Fe2+可提高声芬顿工艺对SDZ的降解,但因Fe3+可见光下反应速率相对较低,对低铁剂量下的促进不够显着。之后,选取P25作为光催化剂,研究有无P25介导下的光芬顿工艺（ph-F）对BPA降解的影响,并系统地研究了P25与Fe3+/H2O2相互协调作用机理,揭示P25对Fe3+/Fe2+循环的促进作用。研究发现,P25与Fe3+和H2O2的相互作用,使其吸光红移,促进了P25在可见光下光生电子的产生,进而促进了Fe3+/Fe2+的循环,尤其在低铁浓度下,光电子还原Fe3+较可见光还原效率更高。此外,Fe3+/Fe2+之间的快速循环减少了光芬顿体系的铁需求量,而由于铁需求量减少,由二价铁引起的自由基无效消耗也得到降低,进而对H2O2的需求也减少。且P25介导的ph-F工艺对BPA的矿化度更高,在处理高浓度BPA时较ph-F更具优势。ESR分析表明,P25-ph-F工艺中产生的自由基主要以·OH自由基为主。在太阳光照射下,P25-ph-F对BPA的降解能力更强,且P25光催化剂有着很强的可重复利用能力。最后,在可见光照射下,通过P25介导的Fe3+/Fe2+高效循环构建P25介导的光助声芬顿体系。结果表明:通过改变P25投加量,研究P25对超声和声芬顿体系降解BPA、DMP和DEP的影响,P25最佳剂量为0.5 g/L,过量投加P25不利于后续的固液分离以及P25光催化剂之间的光屏蔽效应会影响P25对Fe3+/Fe2+的循环。通过LED灯模拟太阳光照射,无论是低浓度还是高浓度的初始铁离子投加量,P25均能加速Fe3+的还原。与未添加P25的光助声芬顿工艺相比,投加P25可显着提高光助声芬顿工艺对DMP和DEP的降解。通过降解速率常数kobs值计算P25介导的光助声芬顿工艺的协同指数显示,在低浓度的铁离子（0.02 mmol/L）的光助声芬顿工艺其协同指数最高（SI=1.24）。以上研究表明:通过构建P25介导的光助声芬顿工艺可实现对各类EDCs的高效降解和一定程度上的矿化,这也为今后AOT工艺的开发提供了一种思路。
刘溪语[7]（2019）在《超声强化技术联合芬顿氧化处理船舶含油污水的效能研究》文中提出随着我国经济的飞速发展,国内的机械制造业、加工业等行业对便捷交通的要求逐步提高,使得我国用于航海运输的船舶数量逐年攀升,但这也带来了船舶在航运过程中产生的含油污水的处理与排放问题。超声波技术是近年来开发出的一项清洁、高效且具有广阔研究前景的水处理技术。本文以船舶含油污水作为研究对象,开展超声及其强化技术对船舶含油污水处理效能的研究,并对出水进行后续芬顿氧化处理,探究船舶含油污水回用的可能性。本论文的主要研究内容包括:进行超声波技术处理船舶含油污水的试验,确定超声处理船舶含油污水的最佳工况条件;进行常规混凝试验研究和H2O2处理船舶含油污水试验研究,确定最佳试验条件;基于得到的最佳超声工况参数和试验条件进行超声强化混凝技术、超声强化H2O2处理船舶含油污水的试验,对比不同的超声强化技术的处理效果,并对超声强化机理进行分析;以油分去除率和经济效益作为主要指标对比两种超声强化技术,结果表明超声强化混凝技术对船舶含油污水的处理效果更好,经济投入更低。对超声强化混凝试验的出水进行后续芬顿氧化处理,并分别考察H2O2浓度、FeSO4浓度、不同pH值等条件对芬顿氧化处理船舶含油污水效果的影响。结果表明在最佳试验条件下最终出水浓度为3.4ppm,达到我国于2018年7月1日实施的《船舶水污染物排放控制标准》规定的污水回用标准。最后通过GC-MS检测,对出水水样进行组分分析。分析表明,通过超声强化技术联合芬顿氧化处理船舶含油污水,污水中的油分得到了有效降解。通过本试验得到了超声强化技术处理船舶含油污水可行性运行的试验数据,并探究了船舶含油污水回用的可能性,为超声强化技术联合芬顿氧化组合工艺应用于船舶含油污水的处理提供了理论和技术支持。
张占东[8]（2019）在《离心泵水力空化降解给水微污染物腐殖酸的试验研究》文中提出腐殖酸（HA）作为一种典型的给水水源微污染有机物,在自然界中存在非常广泛。一旦净水厂取水点水体中腐殖酸含量超标,在原水进厂后的加氯消毒过程中,HA极易和氯发生反应产生氯化消毒副产物DBPs、三卤甲烷类致癌物质THMs和MX（强致突变性消毒副产物）。而HA理化性质非常稳定,难以被净水厂的常规处理工艺降解。论文基于试验研究,确定了离心泵水力空化降解HA的效果、离心泵结构参数及运行控制参数,为离心泵水力空化装置的结构设计提供技术支持。试验中选用的离心泵型号为SG32200。研究了离心泵叶片数,流速、水体pH、HA初始浓度和循环时间等因素的影响,主要研究内容包括:（1）离心泵流速、水体pH值、HA初始浓度和循环时间一定,离心泵的叶片数n分别为4片、6片、8片、10片工况下,离心泵叶片数n对HA降解效果的影响,确定最佳叶片数。（2）通过控制泵前阀门控制流速。低流速点分别为1.0、1.2、1.4、1.6、1.8m/s,高流速节点分别为2.5、3.0、3.5、4.0m/s。使循环时间、HA初始浓度、离心泵叶片数为定值,不投加氧化试剂,分析流速对HA降解效果的影响,确定最佳流速。（3）针对最佳叶片数n和最佳流速,进行HA初始浓度分别为5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0mg/L等6个浓度降解效果试验,确定最佳HA初始浓度。（4）pH控制变化范围为4.5～8.5,变化梯度为1.0,固定其余参数值,分析pH值与HA去除率的的关系。（5）从离心泵运行60min开始至180min时时间段,每隔30min取样,确定最佳循环时间。本次离心泵叶片数降解HA试验结果表明,SG32200型离心泵最佳叶片数为6片;在用途不同的两种流速状态下,最佳流速1.6m/s和3.5m/s,最佳pH值为5.5,最适HA初始浓度为6mg/L,循环时间为150min。
别又才[9]（2018）在《猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究》文中研究指明尽管猪场沼液可以通过还田和自然生物系统等模式来解决问题,但是需要大量的土地,完全资源化利用的约束条件比较多,工业化处理模式将是部分土地资源受限的猪场必然选择,而大量沼液的深度处理是其中的重点和难点,国内外学者已经做了大量研究,但目前沼液的深度处理技术在投资和运行费用上都很高。随着环保部门提高排放标准以及环保税的压力,针对沼液深度处理的技术难点展开研究,找到技术可行、运行稳定、出水水质优良的工艺,具有重要的现实意义。本研究主要是根据目前沼液直接进入生化系统处理存在的问题与缺陷,引进物理、化学预处理技术,从根本上改变原有猪场沼液处理直接使用厌氧-好氧处理的思维定式,探寻改善沼液可生化性改善的预处理方法,研究沼液预处理以后有机物的变化,通过GC-MS等检测手段,测定不同阶段有机物的成分,分析沼液预处理、生化处理前后有机物成分的变化并对相应的常规指标做分析,研究其变化的内在原因,同时,将两次预处理后的沼液和废水采用二级SBR系统联合运行,研究整个系统的运行效果,从系统中优势菌群变化来探寻系统稳定性运行的方法,在此基础上,建立经济有效的处理工艺。通过本课题的研究,力求寻找到解决目前沼液深度处理难题的方法,具有重要的理论指导意义的同时还在实际工程中具有很强的借鉴意义。通过研究,得出以下成果:（1）以UFe协同预处理体系中自由基的产生以及超声波的空化作用、剪切作用产生破链效应为基础,研究沼液预处理后有机物成分的变化以及可生化性的改善,并分析沼液预处理后常规指标的相关性。研究发现沼液中有机物成分非常复杂,出峰非常密集,共检测到39个峰,主要有烷烃、卤代烷烃、酯类、草酸二酯等,含量较大的化合物有2,4-二甲基庚烷、4-甲基十三烷、丙酸2-甲基,2-丙烯酯、十四烷基碘化物、1-碘-2-甲基壬烷等;UFe协同预处理后典型有机物变化明显,共检测到25个峰,主要有烷烃、卤代烷烃、酯类、酸类、酮类、醇类、草酸二酯等,含量较大的化合物有正辛烷、十四烷碘化物、3-甲基庚酮-3,4,5,6-四甲基辛烷、对戊氧基苯乙酮、草酸异己基新戊酯、草酰乙酸、1,3-二氧环戊烷等。预处理后不仅仍然检出了酯类、烷烃类、碘化物等,还增加了酮类、醇类、酸类化合物,推测可能通过处理后部分酯类化合物转变成了酮、醇、酸。BOD5/COD从原沼液的0.2提高到预处理后的0.4,可生化性得到很大的改善,BOD5、COD、TOC的相关系数具有统计意义上的显着性;（2）UFe的协同作用的机理有加氢脱氯、自由基氧化和铁的还原主要的作用在于自由基氧化和铁的还原。通过观察铁粉颗粒表面的SEM照片发现在UFe协同体系中,酸性环境下除了酸对零价铁颗粒表面的腐蚀作用还有由超声空化引起的高速冲刷、气蚀（破坏颗粒的表面氧化层）、清洗等效应,碱性条件下产生了空化泡崩溃时产生的瞬时高温高压效应,超声波通过冲刷、气蚀、碎裂、清洗、熔合等多种效应,活化和增强了铁粉的表面性能;（3）将通过UFe预处理后沼液导入到第一段SBR系统（SBR1）进行深度处理,COD去除率不理想,一般在70%以下,NH3-N的最高去除率不到80%,脱氢酶活性为45.8925（TFμg/L活性污泥.小时）说明反应器中的活性污泥正常,OUR为13.631 mg O2/g MLVSS·h,小于25 mg O2/g MLVSS·h,处于较低水平,采用GC-MS检测得出结论,通过生物降解以后,共检测到12个峰,有机物出峰减少很多,C12以上烷烃含量降低,含碘、溴的盐类未作为典型有机物检出,主要有烷烃类、酯类等,含量较大的化合物有正辛烷、壬烷、2,2-二甲基丁烷、草酸异丁基丙酯、草酸异辛基异丁酯等,水体中难降解的有机物还是比较多,导致COD和NH3-N去除效果不理想的可能原因是有效碳源不足;（4）以提高污水可生化性为目的,将SBR1的出水用臭氧（O3）预处理,将臭氧（O3）氧化反应控制在生化性提高后、矿化反应前,研究发现臭氧（O3）预处理的核心作用是UV254的改变,臭氧（O3）对UV254的去除主要原因是臭氧（O3）易与水中的C=C、C=O等结构反应,同时臭氧（O3）利用其强氧化性破坏废水中有机物的芳香环和双键结构,使有机物对紫外的吸收减弱,进而导致UV254下降,强氧化过程反应后,烷烃类C链长度都低于10,从生物降解性来说,非常利于降解,特别是20分钟以后臭氧预处理后的有机物分子量变小,增加了水体中小分子有机物数量,有利于微生物进一步降解有机物,促进下段的生化反应进行;（5）在前面研究的基础上,研究了两级SBR系统中SBR2的运行情况,SBR2进水COD约650 mg/L,出水COD平均值为67.7 mg/L,进水NH3-N约为200 mg/L,出水NH3-N平均值为10.6 mg/L,满足综合一级排放标准,检出的典型有机物为正辛烷,2-甲基戊烷庚烷,丙烯酸异丁酯等,其中丙烯酸异丁酯生物降解性值得关注;（6）采用UFeSOS组合工艺连续运行两个月,研究了运行过程中系统的稳定性和技术可行性,并以现有的SBR工艺作为参照对比,考察实践中该工艺在技术手段、基础投入、能耗、运营费用等方面的技术经济性得出结论,UFeSOS组合工艺和传统SBR组合工艺的出水都可以达到甚至低于国家一级排放标准,在技术上是可行的,但从投资角度和运营成本角度来看,UFeSOS组合工艺更加适合于猪场沼液的深度处理。
汪文博[10]（2017）在《改性钨酸铋催化降解有机废水性能研究》文中研究指明由于有机废水水质的复杂性,使其难以被常规水处理技术有效且彻底地降解。其大量的不达标排放使污染物在环境中富集,从而对生态环境和人类健康带来了极大的危害。因此,研究开发新型的水处理技术已迫在眉睫。本文分别采用溶剂热法和水热法一步合成两种不同形貌的掺铁钨酸铋光催化剂,并使用X-射线衍射（XRD）、X-射线能量色散谱（EDS）及场发射扫描电镜（FESEM）等表征方法对掺铁钨酸铋样品的物化性质及形貌进行了相关测试分析。测试结果表明,合成的样品均为斜方晶型钨酸铋微米级半导体材料,并由EDS分析可知铁离子成功地掺杂进入到钨酸铋晶格当中,且铁元素的掺杂并未对样品的形貌和尺寸产生明显的影响,其分别呈微米球状和花状结构。印染废水的水质特点在较难处理的有机废水中最具代表性。故本实验以直接大红染料溶液作为模拟废水,以合成的两种不同掺铁钨酸铋半导体材料为催化剂,研究了超声空化协同光催化剂处理直接大红模拟染料废水的催化降解效果,并在最佳实验条件下,对催化反应的不同影响因素进行了反应动力学模型的拟合。研究结果表明:1)超声协同改性钨酸铋催化剂的降解性能优于单一超声作用,且掺铁钨酸铋的降解性能优于未掺杂的,说明铁离子的掺杂提高了催化剂的催化活性;2)直接大红染料废水的超声降解效果会受到铁掺杂量、催化剂投加量、溶液初始浓度和pH值、超声频率与功率等不同因素的影响,并在循环实验中表明催化剂具有较好的稳定性;3)在动力学研究中,各拟合直线均具有极高的线性相关性,拟合相似度R2均高于0.96,故超声催化反应的过程符合一级反应动力学模型。
二、超声空化降解水中有机污染物的研究进展(续)（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、超声空化降解水中有机污染物的研究进展(续)（论文提纲范文）
（1）水力空化结合高级氧化技术系统的构建及降解有机污染物的研究（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 染料废水的概述及处理现状 |
| 1.2.1 染料废水的概述及危害 |
| 1.2.2 印染废水的处理现状 |
| 1.2.3 高级氧化技术用于处理染料废水 |
| 1.3 水力空化理论基础 |
| 1.3.1 水力空化的定义 |
| 1.3.2 空化效应 |
| 1.3.3 水力空化定量描述 |
| 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 |
| 1.4.4 联合技术的不足 |
| 1.5 本文的研究内容和论文结构 |
| 第2章 Fe~(3+)-doped TiO_2的制备及其水力空化催化降解罗丹明B的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 水力空化实验装置的构建 |
| 2.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 2.2.3 单独水力空化及水力空化催化的实验仪器及方法 |
| 2.2.4 Box-Behnken设计 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 TiO_2和Fe~(3+)-doped TiO_2催化剂的表征分析 |
| 2.3.2 文丘里管的几何参数对水力空化降解RhB的影响实验 |
| 2.3.3 催化剂种类和溶液pH值对水力空化催化降解RhB的影响 |
| 2.3.4 响应面法优化水力空化的操作参数对水力空化降解RhB的影响 |
| 2.3.5 Fe~(3+)-doped TiO_2 水力空化催化降解Rh B的可能机理和过程 |
| 2.4 第二章小结 |
| 第3章 磁性催化剂Fe_3O_4@TiO_2-Pd的制备及水力空化结合光催化技术降解结晶紫的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 水力空化光催化实验装置的构建 |
| 3.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 3.2.3 水力空化结合光催化实验检测仪器及方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TiO_2,Fe_3O_4和Fe_3O_4@TiO_2-Pd催化剂的表征分析 |
| 3.3.2 文丘里管的几何参数和操作参数对水力空化效应的优化研究 |
| 3.3.3 不同方法的比较研究及催化剂种类对水力空化光催化降解CV的影响 |
| 3.3.4 水力空化复合光催化降解结晶紫(CV)溶液的紫外-可见(UV-vis)光谱 |
| 3.3.5 在水力空化复合光催化降解过程中的结晶紫(CV)液相色谱(LC)-质谱(MS)及中间产物的鉴定 |
| 3.3.6 捕获剂对水力空化复合光催化降解结晶紫(CV)的影响 |
| 3.3.7 使用前后催化剂的变化分析 |
| 3.3.8 Fe_3O_4@TiO_2-Pd存在下的水力空化复合光催化降解结晶紫(CV)的可能机理和过程 |
| 3.4 第三章小结 |
| 第4章 磁性催化剂Zn_(0.5)Co_(0.5)Fe_2O_4的制备及水力-超声复合双空化降解酸性橙Ⅱ的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 水力-超声复合双空化实验装置的构建 |
| 4.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 4.2.3 水力-超声复合双空化实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Zn_(0.5)Co_(0.5)Fe_2O_4催化剂的表征分析 |
| 4.3.2 入口压力对水力空化催化降解酸性橙Ⅱ(AO Ⅱ)的影响 |
| 4.3.3 超声功率对超声空化催化降解酸性橙Ⅱ(AO Ⅱ)的影响 |
| 4.3.4 不同降解方法的比较研究 |
| 4.3.5 捕获剂对水力空化-超声空化复合双空化降解酸性橙Ⅱ(AO Ⅱ)的影响 |
| 4.3.6 Zn_(0.5)Co_(0.5)Fe_2O_4水力-超声双空化催化降解酸性橙Ⅱ(AO Ⅱ)的机理探讨 |
| 4.4 第四章小结 |
| 第5章 结论 |
| 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）超声结合CuO/AC催化剂降解混合酚（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 废水中酚类物质的来源和危害 |
| 1.1.1 废水中酚类物质的来源 |
| 1.1.2 废水中酚类物质的危害 |
| 1.2 含酚类污染物废水的处理技术 |
| 1.3 超声降解酚类污染物的降解机理 |
| 1.4 降解废水中污染物相关技术的国内外研究现状 |
| 1.4.1 超声/电化学联用技术的研究 |
| 1.4.2 超声/臭氧联用技术的研究 |
| 1.4.3 超声/芬顿法联用技术的研究 |
| 1.4.4 超声/催化剂联用技术的研究 |
| 1.5 国内外对负载型催化剂的研究 |
| 1.6 本文研究目的及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 2 负载型催化剂(CuO/AC)的制备与表征 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 制备方法 |
| 2.1.3 负载型催化剂CuO/AC表征 |
| 2.1.4 负载型催化剂CuO/AC比表面的测定 |
| 2.1.5 负载型催化剂CuO/AC牢固度的测定 |
| 2.1.6 负载型催化剂CuO/AC负载量的测定(紫外-可见分光光度法) |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 XRD结果分析 |
| 2.2.2 SEM结果分析 |
| 2.2.3 BET结果分析 |
| 2.2.4 负载型催化剂CuO/AC牢固度的测定分析 |
| 2.2.5 负载型催化剂CuO/AC负载量的测定分析 |
| 2.3 小结 |
| 3 超声结合CuO/AC催化剂降解第一组混合酚 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 建立高效液相色谱分离条件 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 3-氯酚、邻氯苯酚、2,5-二甲基苯酚的标准曲线 |
| 3.2.2 多种方法降解混合酚的比较 |
| 3.2.3 催化剂的最佳制备条件的研究 |
| 3.2.4 催化剂用量的选择 |
| 3.2.5 超声功率的选择 |
| 3.2.6 混合酚溶液初始pH值的影响 |
| 3.2.7 初始浓度对混合酚降解效果的影响 |
| 3.3 第一组混合酚的降解机理研究 |
| 3.3.1 中间产物分析 |
| 3.3.2 反应机理的探究 |
| 3.4 小结 |
| 4 超声结合CuO/AC催化剂降解第二组混合酚 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 仪器与试剂 |
| 4.1.2 建立液相色谱分析条件 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 标准曲线 |
| 4.2.2 多种方法降解混合酚的比较 |
| 4.2.3 探究催化剂的最佳制备条件 |
| 4.2.4 催化剂用量的选择 |
| 4.2.5 超声功率的选择 |
| 4.2.6 混合酚溶液初始pH值的影响 |
| 4.2.7 初始浓度对混合酚降解效果的影响 |
| 4.3 探究第二组混合酚的降解机理 |
| 4.3.1 检测中间产物 |
| 4.3.2 反应机理的探究 |
| 4.4 小结 |
| 5 超声结合CuO/AC催化剂降解第三组混合酚 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 仪器与试剂 |
| 5.1.2 建立液相色谱分析条件 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 标准曲线的制作 |
| 5.2.2 多种方法降解混合酚的比较 |
| 5.2.3 探究催化剂的最佳制备条件 |
| 5.2.4 催化剂用量的选择 |
| 5.2.5 超声功率的选择 |
| 5.2.6 混合酚溶液初始pH值的影响 |
| 5.2.7 初始浓度对混合酚降解效果的影响 |
| 5.3 探究第三组混合酚的降解机理 |
| 5.3.1 推测中间产物 |
| 5.3.2 反应机理的探究 |
| 5.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）超声类芬顿体系的构建及催化效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 超声技术 |
| 1.2.1 超声技术的发展历史 |
| 1.2.2 超声技术的反应机理 |
| 1.2.3 超声技术用于水处理中存在的问题 |
| 1.2.4 超声技术的改进措施 |
| 1.3 超声芬顿技术 |
| 1.3.1 均相超声芬顿技术 |
| 1.3.2 非均相超声芬顿技术 |
| 1.4 课题目的意义及研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 其他实验材料 |
| 2.1.4 目标有机污染物的选择及配水方案 |
| 2.1.5 超声辅助泡沫金属催化降解有机物体系的设计 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 催化剂的合成 |
| 2.2.2 催化剂性能测试 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 反应体系中H_2O_2浓度测定 |
| 2.3.2 反应体系中Fe~(2+)、Fe~(3+)浓度的测定 |
| 2.3.3 反应体系中·OH的测定 |
| 2.3.4 紫外-可见吸光度的检测 |
| 2.3.5 三维荧光光谱检测 |
| 2.3.6 RhB去除率的测定 |
| 2.3.7 RhB降解产物的测定 |
| 2.4 催化剂的表征方法 |
| 2.4.1 SEM表征 |
| 2.4.2 EDS表征 |
| 2.4.3 XRD表征 |
| 2.4.4 XPS表征 |
| 2.4.5 UV-vis DRS表征 |
| 2.4.6 TGA热重分析 |
| 第3章 超声/泡沫铁/H_2O_2氧化体系协同效应及影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 非均相超声芬顿体系去除水中罗丹明B的协同效应 |
| 3.3 超声参数对水中罗丹明B的去除效能 |
| 3.3.1 超声发生器的类型对罗丹明B去除的作用 |
| 3.3.2 超声辐射模式对罗丹明B去除的作用 |
| 3.3.3 超声功率对罗丹明B去除的作用 |
| 3.4 反应水体初始条件对水中罗丹明B的去除效能 |
| 3.4.1 不同初始pH值下罗丹明B的去除效能 |
| 3.4.2 不同初始温度下罗丹明B的去除效能 |
| 3.4.3 不同H_2O_2投加量下罗丹明B的去除效能 |
| 3.5 氧化剂因素对罗丹明B去除的作用 |
| 3.5.1 不同有机配合物对罗丹明B去除的作用 |
| 3.5.2 不同无机配合物对罗丹明B去除的作用 |
| 3.6 催化剂因素对罗丹明B去除的作用 |
| 3.6.1 泡沫金属的种类对罗丹明B去除的作用 |
| 3.6.2 泡沫金属催化剂的稳定性 |
| 3.7 去除机制的研究 |
| 3.7.1 体系中Fe~(2+)溶出 |
| 3.7.2 体系中H_2O_2浓度的变化 |
| 3.7.3 不同自由基捕获剂对罗丹明B去除的作用 |
| 3.7.4 罗丹明B的降解产物 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 泡沫铁镍催化剂的合成及超声类芬顿体系催化降解罗丹明B |
| 4.1 引言 |
| 4.2 泡沫铁镍催化剂的表征 |
| 4.2.1 样品SEM-EDS分析 |
| 4.2.2 样品XRD分析 |
| 4.2.3 样品XPS分析 |
| 4.3 超声/泡沫铁镍/H_2O_2氧化体系对罗丹明B的去除动力学研究 |
| 4.3.1 不同体系对水中罗丹明B的去除动力学研究 |
| 4.3.2 超声/泡沫铁镍/H_2O_2协同氧化动力学研究 |
| 4.3.3 初始pH对罗丹明B去除表观速率常数的作用 |
| 4.4 超声/泡沫铁镍/H_2O_2氧化体系对罗丹明B的去除机制 |
| 4.4.1 Fe~(2+)浓度的变化 |
| 4.4.2 H_2O_2浓度的变化 |
| 4.4.3 自由基捕获剂对罗丹明B的去除机制的研究 |
| 4.4.4 反应液紫外光谱扫描结果 |
| 4.5 泡沫铁镍催化剂评价 |
| 4.5.1 催化剂的稳定性 |
| 4.5.2 催化剂对环境的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 泡沫铁镍负载TiO_2催化剂的合成及超声类芬顿体系催化降解罗丹明B |
| 5.1 引言 |
| 5.2 TiO_(2-)泡沫铁镍催化剂的表征 |
| 5.2.1 样品SEM-EDS分析 |
| 5.2.2 样品XRD分析 |
| 5.2.3 样品XPS分析 |
| 5.2.4 样品UV-vis DRS分析 |
| 5.3 超声/TiO_(2-)泡沫铁镍/H_2O_2氧化体系对罗丹明B的去除动力学研究 |
| 5.3.1 不同载体负载的TiO_2催化剂对水中罗丹明B的去除效能研究 |
| 5.3.2 不同体系对水中罗丹明B的去除动力学研究 |
| 5.3.3 超声/TiO_(2-)泡沫铁镍/H_2O_2协同氧化动力学研究 |
| 5.3.4 初始pH对罗丹明B去除表观速率常数的作用 |
| 5.4 超声/TiO_(2-)泡沫铁镍/H_2O_2 氧化体系对罗丹明B的去除机制 |
| 5.4.1 Fe~(2+)浓度的变化 |
| 5.4.2 H_2O_2浓度的变化 |
| 5.4.3 自由基捕获剂对罗丹明B的去除效能的作用 |
| 5.4.4 ESR捕获·OH分析 |
| 5.4.5 荧光光谱法检测·OH |
| 5.4.6 反应三维荧光光谱扫描结果 |
| 5.5 TiO_(2-)泡沫铁镍催化剂评价 |
| 5.5.1 催化剂的重复使用性 |
| 5.5.2 催化剂的TG-DSC分析 |
| 5.6 三种体系对不同污染物的处理效能 |
| 5.6.1 三种体系对各类单一染料的处理效能 |
| 5.6.2 三种体系处理混合染料配水的比较研究 |
| 5.6.3 三种体系的优缺点及改进方向 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）超声水处理过程中亚硝胺类副产物的生成机制及定量构效关系研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 课题研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 超声水处理技术的应用前景 |
| 1.2.2 超声水处理过程中含氮副产物的生成机制研究 |
| 1.2.3 水处理中亚硝胺类副产物的生成机制及前体物研究 |
| 1.2.4 QSAR模型的研究进展 |
| 1.3 问题的提出及意义 |
| 1.4 课题来源、研究内容及创新点 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的和内容 |
| 1.4.3 研究创新点 |
| 1.4.4 研究技术路线 |
| 2 实验材料及研究方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.2 实验装置调试及操作 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 超声实际功率测量 |
| 2.3 分析方法的建立 |
| 2.3.1 亚硝胺检测方法的建立 |
| 2.3.2 固相萃取 |
| 2.4 QSAR前体物描述符的选择与计算 |
| 2.5 QSAR模型的建立与验证 |
| 3 超声过程中亚硝胺类副产物的生成规律 |
| 3.1 亚硝胺类副产物的生成机制 |
| 3.2 超声参数对亚硝胺类副产物生成的影响研究 |
| 3.2.1 频率对反应的影响 |
| 3.2.2 声能密度对反应的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 典型水质参数对亚硝胺类副产物生成的影响研究 |
| 4.1 仲胺初始浓度对反应的影响 |
| 4.2 pH对反应的影响 |
| 4.3 无机离子对反应的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 QSAR模型的建立 |
| 5.1 描述符的选取与分析 |
| 5.2 QSAR模型的建立 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（5）H2O2协同超声—光催化氧化偶氮染料AO7的效果及降解途径研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 废水来源及污染现状 |
| 1.1.2 偶氮染料废水特点及危害 |
| 1.2 常用偶氮染料废水处理方法及研究进展 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学氧化法 |
| 1.2.4 电化学法 |
| 1.2.5 光催化氧化法 |
| 1.3 声光化学高级氧化技术 |
| 1.3.1 超声技术原理及研究现状 |
| 1.3.2 声光化学氧化技术原理及研究现状 |
| 1.3.3 技术总结 |
| 1.4 研究内容、技术路线和创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 2 US辅助UV催化体系降解AO7 模拟废水研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 检测分析方法 |
| 2.2 US/UV/TiO_2 催化体系降解AO7 的效果研究 |
| 2.2.1 US辅助对UV/TiO_2体系降解AO7 效果的影响 |
| 2.2.2 TiO_2 投加量对AO7 脱色效果的影响 |
| 2.2.3 初始p H值对AO7 脱色效果的影响 |
| 2.3 US/UV/δ-MnO_2体系降解AO7 的效果研究 |
| 2.3.1 US辅助对UV/δ-MnO_2体系降解AO7 效果的影响 |
| 2.3.2 δ-MnO_2投加量对AO7 脱色效果的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 外加H_2O_2对US/UV/TiO_2催化体系降解AO7 效果影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 实验方法与检测分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 H_2O_2 单独处理与US/UV/TiO_2催化处理效果影响 |
| 3.2.2 H_2O_2 投加量的影响 |
| 3.2.3 初始pH值的影响 |
| 3.2.4 响应面分析法优化协同体系处理AO7 废水的反应条件参数 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 H_2O_2 协同US/UV/TiO_2催化体系对于AO7 的降解研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 羟基自由基作用效果分析 |
| 4.2.2 UV-Vis分析 |
| 4.2.3 LC-MS检测及降解途径分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 羟基自由基的降解作用效果 |
| 4.3.2 UV-Vis检测分析与TOC变化 |
| 4.3.3 LC-MS测定降解产物 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读学位期间取得的科研成果 |
| B 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（6）可循环光助声芬顿体系的构建及降解水中内分泌干扰物的机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概况 |
| 1.2 环境内分泌干扰物污染现状 |
| 1.2.1 国外水环境中内分泌干扰物污染现状 |
| 1.2.2 我国水环境中内分泌干扰物污染现状 |
| 1.3 环境内分泌干扰物处理现状 |
| 1.4 高级氧化技术在水处理中的应用 |
| 1.4.1 超声氧化技术 |
| 1.4.1.1 超声氧化反应机理 |
| 1.4.1.2 超声氧化工艺研究现状 |
| 1.4.2 Fenton氧化技术 |
| 1.4.2.1 Fenton氧化反应机理 |
| 1.4.2.2 经典Fenton氧化工艺研究现状 |
| 1.4.2.3 声芬顿氧化工艺研究现状 |
| 1.4.2.4 光-Fenton催化氧化工艺研究现状 |
| 1.4.3 光催化氧化技术 |
| 1.4.3.1 光催化反应机理 |
| 1.4.3.2 TiO_2 光催化氧化工艺研究现状 |
| 1.4.3.3 超声辅助TiO_2光催化氧化工艺研究现状 |
| 1.5 常见的EDCs的理化性质、危害及处理现状 |
| 1.5.1 四种常见EDCs的性质参数及其危害 |
| 1.5.2 高级氧化工艺处理BPA、DMP、DEP和 SDZ的现状 |
| 1.6 课题研究的目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 实验条件与方法 |
| 2.1 试剂与材料 |
| 2.2 仪器与设备 |
| 2.3 实验装置及实验步骤 |
| 2.3.1 实验装置 |
| 2.3.2 实验条件及步骤 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 内分泌干扰物(EDCs)的测定 |
| 2.4.2 过氧化氢的测定 |
| 2.4.3 Fe~(2+)的测定 |
| 2.4.4 水相中·OH自由基的测定 |
| 2.4.5 光电流的测定 |
| 2.4.6 灯管发光光谱的测定 |
| 2.4.7 反应活性物种的测定 |
| 2.4.8 EDCs降解产物测定 |
| 2.5 技术路线图 |
| 第三章 单独超声体系降解内分泌干扰物特性与机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 超声系统性能参数对EDCs降解的影响 |
| 3.2.1 超声频率对EDCs降解的影响 |
| 3.2.2 超声体系中能量密度分布对EDCs降解的影响 |
| 3.3 超声体系中活性物种鉴定 |
| 3.4 超声体系中H_2O_2 含量测定与分析 |
| 3.5 不同水质参数对超声降解BPA的影响 |
| 3.5.1 BPA初始浓度对BPA超声降解的影响 |
| 3.5.2 不同初始p H对降解BPA的影响 |
| 3.5.3 不同初始温度对降解BPA的影响 |
| 3.5.4 不同背景阴离子对BPA降解的影响 |
| 3.6 超声降解BPA产物分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 声芬顿工艺的构建与EDCs降解机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同Fe~(2+)投加量对声芬顿工艺降解BPA和 SDZ的影响 |
| 4.3 声芬顿体系的降解动力学分析 |
| 4.4 Fe~(2+)投加方式对声芬顿工艺降解SDZ的影响 |
| 4.5 可见光对声芬顿工艺降解EDCs的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 P25介导的光芬顿体系的构建及作用机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 光芬顿和P25 介导的光芬顿对BPA降解的影响 |
| 5.3 可见光照射下P25 分别与Fe~(3+)和H_2O_2 之间的相互作用 |
| 5.3.1 可见光下P25与Fe~(3+)之间的相互作用 |
| 5.3.2 光催化过程中P25与H_2O_2 之间的相互作用 |
| 5.4 ph-F和 P25-ph-F过程中H_2O_2和Fe~(2+)的变化 |
| 5.5 BPA初始浓度对ph-F和 P25-ph-F过程降解BPA的影响 |
| 5.6 P25-ph-F工艺的可持续性 |
| 5.7 P25 光催化、ph-F和 P25-ph-F工艺中的自由基鉴定 |
| 5.8 BPA降解的中间产物鉴定 |
| 5.9 本章小结 |
| 第六章 P25 介导的光助声芬顿体系降解EDCs效能分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 P25 投加量对超声和声芬顿工艺降解EDCs的影响 |
| 6.3 P25 介导下的不同Fe~(3+)浓度的光催化工艺中Fe~(2+)产生量的变化 |
| 6.4 P25 介导的光助声芬顿工艺对EDCs降解的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 本研究的特色和创新点 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（7）超声强化技术联合芬顿氧化处理船舶含油污水的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 船舶含油污水的来源和危害 |
| 1.2.1 船舶含油污水的来源 |
| 1.2.2 船舶含油污水中油的存在形态 |
| 1.2.3 船舶含油污水的危害 |
| 1.3 船舶含油污水的研究现状 |
| 1.3.1 船舶含油污水的处理方法 |
| 1.3.2 国内外的研究进展 |
| 1.4 超声技术的作用机理及其应用 |
| 1.4.1 超声技术的作用原理 |
| 1.4.2 超声技术的影响因素 |
| 1.4.3 超声强化技术在水处理中的应用 |
| 1.5 研究意义与研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验主要仪器和设备 |
| 2.2 试验分析测定方法 |
| 2.2.1 常规指标的测定 |
| 2.2.2 组分分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 超声技术处理船舶含油污水的效能研究 |
| 3.1 超声技术处理影响因素分析 |
| 3.1.1 试验水量对处理效果的影响 |
| 3.1.2 超声功率对处理效果的影响 |
| 3.1.3 超声频率对处理效果的影响 |
| 3.1.4 超声辐照时间对处理效果的影响 |
| 3.1.5 pH值对处理效果的影响 |
| 3.2 超声作用下水质参数的变化 |
| 3.2.1 浊度的变化 |
| 3.2.2 电导率的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 超声强化技术处理船舶含油污水的效能研究 |
| 4.1 超声强化混凝处理船舶含油污水的试验研究 |
| 4.1.1 混凝技术处理条件的优化 |
| 4.1.2 超声强化混凝处理船舶含油污水的试验研究 |
| 4.2 超声强化H_2O_2处理船舶含油污水的试验研究 |
| 4.2.1 H_2O_2氧化处理条件的优化 |
| 4.2.2 超声强化H_2O_2处理船舶含油污水的效能研究 |
| 4.2.3 不同超声强化技术的对比 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 芬顿氧化深度处理船舶含油污水的效能研究 |
| 5.1 芬顿氧化深度处理船舶含油污水的影响因素 |
| 5.1.1 H_2O_2浓度对船舶含油污水处理效果的影响 |
| 5.1.2 FeSO_4浓度对船舶含油污水处理效果的影响 |
| 5.1.3 pH对船舶含油污水处理效果的影响 |
| 5.2 GC-MS分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）离心泵水力空化降解给水微污染物腐殖酸的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 典型污染物概况 |
| 1.2.1 典型污染物简介 |
| 1.2.2 HA来源及危害 |
| 1.2.3 HA降解的技术途径及研究进展 |
| 1.3 离心泵水力空化技术简介 |
| 1.3.1 离心泵内部涡流空化的产生与发展 |
| 1.3.2 空化反应的优缺点介绍 |
| 1.4 离心泵水力空化降解有机物 |
| 1.4.1 离心泵水力空化降解有机物的机理 |
| 1.4.2 水力空化处理难降解有机物的国内外发展动态 |
| 1.5 论文研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 课题的目的、意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 离心泵空化的试验装置、仪器设备和方法 |
| 2.1 离心泵空化试验装置 |
| 2.2 所需药品和仪器设备 |
| 2.3 分析方法 |
| 3 空化装置操作参数对HA降解效果的影响规律 |
| 3.1 试验步骤 |
| 3.2 离心泵空化系统操作参数变化时降解HA的对比试验 |
| 3.2.1 小功率离心泵空化装置降解HA |
| 3.2.2 大功率离心泵空化装置降解HA |
| 3.3 两种运转状态下离心泵空化降解HA |
| 3.4 改变操作参数后HA去除率变化原因分析 |
| 3.4.1 改变流速时HA去除率变化原因分析 |
| 3.4.2 改变离心泵叶片数时HA去除率变化原因分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 运行控制参数变化条件下离心泵空化降解腐殖酸 |
| 4.1 试验步骤 |
| 4.2 不同pH条件下HA去除率变化规律 |
| 4.2.1 两种工况下不同pH时离心泵空化降解HA |
| 4.2.2 pH值对HA去除率影响原因的分析 |
| 4.3 不同初始浓度时离心泵空化降解HA |
| 4.3.1 试验步骤 |
| 4.3.2 两种工况下改变初始浓度时离心泵空化降解HA |
| 4.3.3 HA初始浓度对系统降解影响原因的分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 多重参数联合调控下离心泵空化降解腐殖酸 |
| 5.1 试验思路 |
| 5.2 试验步骤 |
| 5.3 不同pH时水力停留时间对HA去除率的影响 |
| 5.3.1 小流速工况下HRT对 HA去除率的影响规律 |
| 5.3.2 大流速工况下HRT对 HA去除率的影响规律 |
| 5.3.3 不同pH时HRT对HA去除率影响能力的分析 |
| 5.4 不同HA初始浓度时HRT对HA去除率的影响 |
| 5.4.1 不同初始浓度时离心泵空化降解腐殖酸 |
| 5.4.2 HA初始浓度影响去除率的原因分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
（9）猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 猪场粪污排放现状 |
| 1.1.2 国内外猪场粪污处理研究现状 |
| 1.1.3 超声波和零价铁技术在环保领域的研究现状 |
| 1.1.4 臭氧(O_3)处理技术在环保领域的研究现状 |
| 1.2 本研究的目的和意义 |
| 1.3 本研究的内容以及技术路线 |
| 第2章 UFe协同预处理沼液研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 COD、BOD_5、B/C以及TOC变化分析 |
| 2.3.2 UFe预处理前后沼液的有机物变化分析 |
| 2.3.3 NH_3-N、Tp变化分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 UFe协同预处理机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 使用仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 自由基产生途径 |
| 3.3.2 pH值、加铁量对自由基产生量的影响 |
| 3.3.3 零价铁表面形态分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 UFe预处理后SBR1生化处理沼液研究 |
| 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 取样 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 系统启动到稳定运行常规指标 |
| 4.3.2 正常运行时COD和NH_3-N变化分析 |
| 4.3.3 OUR分析 |
| 4.3.4 脱氢酶活性测定 |
| 4.3.5 SBR1出水有机物变化分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 二级臭氧(O_3)预处理一级生化出水研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验设备与仪器 |
| 5.2.2 水质指标测定方法 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 COD变化分析 |
| 5.3.2 TOC与UV254变化分析 |
| 5.3.3 BOD_5变化及B/C分析 |
| 5.3.4 臭氧预处理后的有机物变化分析 |
| 5.3.5 NH_3-N变化分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 O_3预处理后SBR2生化处理工艺研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 仪器与试剂 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 取样 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 SBR2运行期间NH_3-N、COD的变化 |
| 6.3.2 SBR2处理出水有机物变化分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 UFeSOS组合工艺联合运行以及技术经济性分析 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 仪器与试剂 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果分析 |
| 7.3.1 运行情况分析 |
| 7.3.2 UFeSOS组合工艺经济与技术分析 |
| 7.3.2.1 传统SRB工艺处理猪场沼液的工艺流程 |
| 7.3.2.2 UFeSOS工艺处理猪场沼液的工艺流程 |
| 7.3.2.3 各处理单元设计参数以及前提条件 |
| 7.3.2.4 投资分析 |
| 7.3.2.5 运营费用分析 |
| 7.4 结论 |
| 第8章 全文讨论与结论 |
| 8.1 讨论 |
| 8.1.1 UFe协同预处理沼液可生化性改善以及前后有机物变化研究 |
| 8.1.2 UFe协同产生自由基机理研究 |
| 8.1.3 SBR1深度处理沼液效果以及有机物变化特征 |
| 8.1.4 以非矿化为基础的臭氧(O_3)预处理SBR1出水研究 |
| 8.1.5 SBR2运行效果与剩下的有机物 |
| 8.1.6 组合工艺联合运行状况以及技术经济性上可行性 |
| 8.2 有待进一步研究的问题 |
| 8.3 本论文的创新点 |
| 8.4 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）改性钨酸铋催化降解有机废水性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 有机废水的概述 |
| 1.2.1 有机废水的来源 |
| 1.2.2 有机废水的特点 |
| 1.2.3 有机废水的危害 |
| 1.3 有机废水的处理方法 |
| 1.3.1 物理处理法 |
| 1.3.2 化学处理法 |
| 1.3.3 生物处理法 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.4 超声空化作用的研究概述 |
| 1.4.1 超声空化作用的原理 |
| 1.4.2 超声空化作用的影响因素 |
| 1.4.3 超声空化作用的研究进展 |
| 1.5 Bi_2WO_6催化剂的研究概述 |
| 1.5.1 Bi_2WO_6催化剂的结构与特点 |
| 1.5.2 Bi_2WO_6催化剂的研究现状 |
| 1.5.3 Bi_2WO_6催化剂的制备 |
| 1.6 本论文的研究目的、意义及内容 |
| 1.6.1 选题的目的与意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 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 |
| 2.2.1 溶剂热法制备Fe-Bi_2WO_6 |
| 2.2.2 水热法制备Fe-Bi_2WO_6 |
| 2.3 催化剂的表征分析 |
| 2.3.1 X-射线衍射分析 |
| 2.3.2 X-射线能量色散谱分析 |
| 2.3.3 扫描电子显微镜分析 |
| 2.4 催化剂性能评价 |
| 2.4.1 直接大红溶液的标准曲线 |
| 2.4.2 催化剂性能的测试方法 |
| 3 催化剂最佳超声性能的测试与分析 |
| 3.1 不同催化剂的降解性能 |
| 3.2 催化剂的最佳掺杂量的测试 |
| 3.2.1 溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6最佳掺杂量的测试 |
| 3.2.2 水热法合成Fe-Bi_2WO_6最佳掺杂量的测试 |
| 3.3 催化剂的最佳投加量的测试 |
| 3.3.1 溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6最佳投加量的测试 |
| 3.3.2 水热法合成Fe-Bi_2WO_6最佳投加量的测试 |
| 3.4 染料溶液的最佳初始浓度的测试 |
| 3.4.1 投加溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6溶液的最佳初始浓度的测试 |
| 3.4.2 投加水热法合成Fe-Bi_2WO_6溶液的最佳初始浓度的测试 |
| 3.5 染料溶液的最佳pH值测试 |
| 3.5.1 投加溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6溶液的最佳pH值测试 |
| 3.5.2 投加水热法合成Fe-Bi_2WO_6溶液的最佳pH值测试 |
| 3.6 最佳超声频率测试 |
| 3.6.1 投加溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6的最佳超声频率测试 |
| 3.6.2 投加水热法合成Fe-Bi_2WO_6的最佳超声频率测试 |
| 3.7 最佳超声功率的测试 |
| 3.7.1 投加溶剂热法合成Fe-Bi_2WO_6的最佳超声功率测试 |
| 3.7.2 投加水热法合成Fe-Bi_2WO_6的最佳超声功率测试 |
| 3.8 催化剂的回收利用测试 |
| 4 改性钨酸铋催化剂的超声催化氧化动力学 |
| 4.1 溶剂热法Fe-Bi_2WO_6的催化氧化动力学研究 |
| 4.1.1 铁掺杂量对催化氧化动力学的影响 |
| 4.1.2 催化剂投加量对催化氧化动力学的影响 |
| 4.1.3 染料溶液浓度对催化氧化动力学的影响 |
| 4.1.4 染料溶液pH值对催化氧化动力学的影响 |
| 4.1.5 超声频率对催化氧化动力学的影响 |
| 4.1.6 超声功率对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2 水热法Fe-Bi_2WO_6的催化氧化动力学研究 |
| 4.2.1 铁掺杂量对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2.2 催化剂投加量对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2.3 染料溶液浓度对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2.4 染料溶液pH值对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2.5 超声频率对催化氧化动力学的影响 |
| 4.2.6 超声功率对催化氧化动力学的影响 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
四、超声空化降解水中有机污染物的研究进展(续)（论文参考文献）
- [1]水力空化结合高级氧化技术系统的构建及降解有机污染物的研究[D]. 李灌澍. 辽宁大学, 2020(01)
- [2]超声结合CuO/AC催化剂降解混合酚[D]. 张青青. 河北师范大学, 2020(07)
- [3]超声类芬顿体系的构建及催化效能研究[D]. 李光明. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [4]超声水处理过程中亚硝胺类副产物的生成机制及定量构效关系研究[D]. 刘微. 重庆大学, 2019(01)
- [5]H2O2协同超声—光催化氧化偶氮染料AO7的效果及降解途径研究[D]. 李达彦. 重庆大学, 2019(01)
- [6]可循环光助声芬顿体系的构建及降解水中内分泌干扰物的机制研究[D]. 孟亮. 南京林业大学, 2019(07)
- [7]超声强化技术联合芬顿氧化处理船舶含油污水的效能研究[D]. 刘溪语. 哈尔滨工程大学, 2019(04)
- [8]离心泵水力空化降解给水微污染物腐殖酸的试验研究[D]. 张占东. 兰州交通大学, 2019(03)
- [9]猪场沼液两级生化处理组合工艺与有机物降解研究[D]. 别又才. 华南农业大学, 2018(08)
- [10]改性钨酸铋催化降解有机废水性能研究[D]. 汪文博. 西安工业大学, 2017(01)