一、过二硫酸钾氧化Mn~(2+)的适宜条件（论文文献综述）
廖子聪[1]（2020）在《热活化过硫酸盐-磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥的研究》文中进行了进一步梳理截至2018年,我国剩余污泥产量已接近6000万吨,并以每年10～15%的速度增长。剩余污泥含有大量有害物质,也含有氮磷等可回收资源。剩余污泥的处理处置已成为一个迫切的环境问题。本研究提出了将热活化过硫酸盐破解调理剩余污泥技术与磷酸铵镁沉淀法结合的一种新剩余污泥处理技术,以实现剩余污泥的减量化资源化。通过影响因素实验确定了热活化过硫酸盐破解调理剩余污泥过程与磷酸铵镁沉淀过程的适宜条件,通过三维荧光光谱、Zeta电位等分析途径阐明了热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的机理,通过阳离子交换反应突破了热活化过硫酸盐调理破解过程与MAP反应的联用障碍,为该技术的实际应用提供理论基础,为污泥减量化资源化提供新思路。研究结论如下:（1）热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的适宜反应条件为:反应温度80℃,过硫酸盐投加量2.0 mmol/g TS,反应初始p H 4～7,反应时间40 min。该条件下,剩余污泥CST从94.2 s下降至28.5 s。（2）热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的机理为:过硫酸盐在高温下活化,产生硫酸根自由基（E0=2.5～3.1 V）,主要破坏污泥的LB-EPS和TB-EPS,且不会将大粒径颗粒破解成大量小粒径颗粒,改善了脱水性能。不断产生的副产物H+使污泥同步酸化,伴随有污泥热酸解反应。污泥热酸解反应使得多糖的水解成为可能,也加速了蛋白质的水解过程,进一步破坏了LB-EPS和TB-EPS;高温下的H+传质过程使得污泥颗粒表面的双电层结构被迅速均匀地压缩,Zeta电位上升至-5 m V以上,更利于凝聚,脱水性能进一步改善。（3）热活化过硫酸盐破解剩余污泥释放氮磷的适宜反应条件为:反应温度80℃,过硫酸盐投加量1.5 mmol/g TS,反应时间40min。该条件下,上清液总氮854.48 mg/L,氨氮287.22 mg/L,总磷177.71 mg/L且全部以PO43-的形式存在,COD 10754 mg/L,污泥破解程度21.95%。热活化过硫酸盐既能释放较多磷与有机物,又能释放并保留大量氨氮。（4）MAP反应的适宜条件为:反应初始p H 10,镁磷摩尔比1.4,反应时间10 min。该条件下,磷回收率和氨氮去除率分别达到95.06%和39.09%,产物纯度95.03%。
陆帅帅[2]（2020）在《新型碳氮材料光催化/过二硫酸盐联用降解磺胺甲基嘧啶》文中研究说明光催化技术对解决能源短缺和环境污染等全球性问题前景广阔。在光催化中,提高太阳光的利用率是目前研究光催化的一个焦点。选择合适的光吸收剂来增强长波光（1000-2500 nm）的吸收,并利用光热效应有望提高光催化活性和太阳光的利用。碳基材料对太阳光的吸收能力强,是优异的光热材料;石墨相氮化碳（CN）成本低、对可见光响应,是理想的半导体材料。因此,本论文用活性炭（AC）改性氮化碳,制备了光吸收剂/半导体复合光催化剂,研究了复合材料在降解磺胺甲基嘧啶（SMR）中的催化活性和太阳能的利用率,主要研究结果如下:（1）通过调节AC和三聚氰胺的质量比,采用热聚合法制备了不同掺碳量的石墨相氮化碳（xACCN）。XRD、SEM、FT-IR结果表明,复合材料保持了AC的无定型和CN的类石墨烯层状结构。UV-Vis-NIR结果显示,与CN相比,复合材料大幅增强了可见光和近红外光的吸收,太阳光的总利用率为87.7%。XPS、PL结果证明,与AC复合优化了CN的能带结构,促进了界面间电荷转移。（2）模拟太阳光照下,复合材料对SMR的降解性能均优于CN。所有材料在光照不控温时对SMR的降解速率均高于光照恒温在15℃时的速率,体系温度的增量与复合材料中AC的含量正相关,说明AC的光热效应对提高复合材料光降解SMR的效率起重要作用。CN的PL光谱的发射峰在60℃时比15℃时弱,说明光热效应还促进了电荷转移和电子-空穴对的分离。由DFT计算出的电子密度在SMR/CN与SMR/0.2ACCN的分布差异进一步证实AC增强了电荷转移。经四次循环再生,0.2ACCN对SMR的降解性能基本不变,化学稳定性优良。（3）用过二硫酸盐（PDS）与材料光催化联用降解SMR时发现,加入PDS能提高复合前后材料对SMR的降解效率。水中腐殖酸（HA）与阴离子(Cl-、CO32-、SO42-)对降解SMR影响较小。由活性物质捕获实验可知,在光照与光/PDS联用下对SMR降解起主导作用的均为超氧自由基（·O2-）与光生空穴（h+）,羟基自由基（·OH）、硫酸根自由基（SO4-·）、非自由基单线态氧（1O2）对降解贡献较小。本研究制备的复合光催化剂大幅提高了太阳光的利用率（>80%）,强化了光照以及光/PDS联用下对SMR的降解,实际应用前景广阔。
孟子贺[3]（2020）在《锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究》文中研究说明砷（As）是广泛分布于地下水中的一种有毒污染物,会严重损害人体器官机能。由于As（Ⅲ）的迁移能力和毒性均高于As（Ⅴ）,处理砷污染通常需要先将As（Ⅲ）氧化为As（Ⅴ）。本文研究了MnⅡ-H2O2-HCO3-(MnⅡ-BAP)和MnⅡ-SO32--HCO3--[溶解氧（DO）]两种氧化体系氧化As（Ⅲ）的性能、MnⅡ/Ⅲ-（HCO3-）n配合物的催化机制,氧化As（Ⅲ）的主要活性物种及其氧化机制。首先,在MnⅡ-BAP体系的研究中,动力学实验表明MnⅡ-（HCO3-）n[包括MnⅡ（HCO3）+和MnⅡ（HCO3）2]在氧化As（Ⅲ）过程中起到重要作用。此外,掩蔽剂实验表明,O2·-或由O2·-生成的氧化物种在As（Ⅲ）的氧化中起到重要作用。研究进一步证明,MnⅡ-（HCO3-）n和O2·-生成的MnO2+-（HCO3-）n而非O2·-才是MnⅡ-BAP体系主要活性物种。本文进而提出MnⅡ-（HCO3-）n在MnⅡ-BAP体系中有两方面作用:（i）MnⅡ-（HCO3-）n和H2O2反应生成MnⅢ（HCO3）3中间产物,随后MnⅢ（HCO3）3和H2O2反应产生O2·-;（ii）MnⅡ-（HCO3-）n能够稳定O2·-并形成MnO2+-（HCO3-）n,其中MnO2+-（HCO3-）n是氧化As（Ⅲ）的主要氧化物种。随后,根据上述研究中HCO3-作为配体能够降低Mn（Ⅲ）/Mn（Ⅱ）氧化还原电势并加快Mn（Ⅲ）/Mn（Ⅱ）物种转化的结论,将HCO3-引入MnⅡ-SO32-体系中。动力学实验表明HCO3-浓度是MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系影响As（Ⅲ）氧化性能的关键因素。HCO3-浓度较低时（<125 m M）,HCO3-、Mn2+和SO32-三者需要一段时间达到配位平衡,因此在配位过程中的反应速率较慢;而HCO3-浓度较高时（>125 m M）,过量HCO3-会与SO32-竞争Mn2+的结合位点,抑制MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系氧化As（Ⅲ）的性能。另外,掩蔽剂实验表明SO4·-和OH·均对As（Ⅲ）氧化有贡献,但SO4·-是主要氧化物种。在MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系中,HCO3-与Mn2+的结合能够加快Mn（Ⅱ）向Mn（Ⅲ）的转化过程,进而促进SO4·-的产生和As（Ⅲ）的氧化。本研究丰富了对MnⅡ-BAP和MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系中氧化物种和反应活性的认识,为更高效、经济地氧化高砷地下水中的As（Ⅲ）提供了新思路。
金华[4]（2020）在《Ag3PO4/Fe3O4/GO双效催化剂在可见光—过硫酸盐耦合体系中的增效作用及机理》文中进行了进一步梳理随着医药、化工、印染等行业的蓬勃发展,水体中难降解有机污染物种类和浓度与日俱增,利用单一水处理技术治理出现很多局限性和缺陷,有的已经无法达到国家规定的排放标准。而应用现有的、相对成熟的单元水处理技术优化组合成为耦合水处理技术便成为解决单一技术缺陷的有效途径。其中,以光催化氧化为主体的组合工艺逐渐成为极具应用前景的耦合水处理技术的发展方向。在这类组合工艺中,光催化/Fenton耦合技术因能耗低、能在常温常压下进行,更适合实际工程应用。但该技术在使用过程中仍然存在可见光利用率低、催化剂难回收、反应依赖酸性环境、影响因素及微观作用机制理论依据少等不足。针对上述问题,有必要对现有光催化/Fenton耦合技术进行相应改进,满足当前日益严格的水质排放标准和人们对安全水质环境的迫切需求。本论文从复合催化材料的设计制备及组合工艺的构建两方面着手,对上述耦合技术进行改进,具体实施方式如下:采用可见光响应型光催化剂Ag3PO4替换紫外光响应型光催化剂TiO2,并将Ag3PO4与Fe3O4/GO复合来提高催化剂的稳定性及循环利用性。采用能够产生SO4-·的过硫酸盐（PDS）替换传统Fenton体系中产生·OH的H2O2,来延长活性物种的寿命、拓宽体系pH适用范围、提高氧化降解能力。所制备的Ag3PO4/Fe3O4/GO兼具可见光与PDS双重催化活性,即:在可见光照射下,可作为光催化剂降解污染物;在PDS存在条件下,可作为PDS催化剂降解污染物;在可见光与PDS共存条件下,可作为双效催化剂协同降解污染物。通过该双效催化剂将Ag3PO4光催化和PDS催化以非均相催化形式结合构成一个以光催化氧化为主导并有过硫酸盐催化氧化的可见光-过硫酸盐耦合（Vis-PDS）体系。该耦合技术能够有效利用可见光,催化剂易于分离、回收,pH适用范围广,在不同条件下可以通过不同的作用机制发挥高效降解污染物的作用。研究过程中获得以下主要成果:1.以Ag3PO4为主体材料,充分利用Fe3O4/GO的PDS催化活性、磁回收性、导电性及大比表面积等特性,将二者有机结合成为Ag3PO4/Fe3O4/GO复合材料。通过多种表征手段对材料的结构信息及组成、形貌、纳米结构、元素及分布、表面元素的氧化态及磁性等理化性质进行鉴定分析;以罗丹明B（RhB）及对氯苯酚（p-CP）为目标污染物,考察了Ag3PO4/Fe3O4/GO的光催化性能、PDS催化性能及在耦合体系中的增效性。明确了双效催化剂的微观结构与催化性能之间的构-效关系,并以光催化及PDS催化机理为基础,提出了Vis-PDS耦合体系协同降解污染物的微观作用机制。2.探明了Fe3O4/GO的引入能够有效增强Ag3PO4在可见光区的吸光能力及光催化反应性,且Ag3PO4/Fe3O4/GO的光催化性能与Fe3O4/GO的质量分数有关。Ag3PO4/Fe3O4/GO的耐热性好、光催化活性及结构稳定性相对较好,光催化反应过程中存在一定程度的光腐蚀现象。基于Ag3PO4/Fe3O4/GO的光催化体系以h+和O2-·起主要作用,·OH起次要作用。3.揭示了Ag3PO4/Fe3O4/GO光催化降解RhB的机理。GO保留了Ag3PO4纳米粒子的活性中心,促进了催化剂对有机污染物的高效分解;GO与Ag3PO4构建成p/n异质结结构,促进了电荷分离,并延长光生载流子的寿命;Fe3O4/GO表面的光生e-将催化剂表面吸附的O2还原为O2-·,O2-·作为氧化剂降解污染物;Ag3PO4价带上的h+则直接氧化分解污染物,同时还可以将催化剂表面的OH-和H2O氧化生成·OH,来降解污染物。4.探明了Ag3PO4/Fe3O4/GO具有优于Fe3O4/GO的PDS催化活性,且催化性能、催化剂的特征基团及分子结构具有较好的稳定性。催化剂材料中的Ag+与Fe2+共同发挥PDS催化剂的作用,且Ag+对PDS的催化作用更显着。Ag3PO4/Fe3O4/GO催化PDS体系的主要活性基团为SO4-·和·OH。5.阐明了基于Ag3PO4/Fe3O4/GO的Vis-PDS耦合体系通过协同作用有效增强了体系的反应活性,协同系数ηSyn最高达59.8%。Fe3O4/GO与Ag3PO4的质量比对耦合体系的催化性能有影响,Ag3PO4/Fe3O4/GO-0.05的协同催化性能最佳。Ag3PO4/Fe3O4/GO在耦合体系中的活性、表面元素组成及各元素的氧化态在反应前后均比较稳定,催化剂中Ag、Fe元素在整个反应过程中仅有少量流失。6.确定了催化剂用量、初始pH、污染物浓度及PDS浓度等动力学反应参数对三种催化体系的影响,耦合体系的pH范围更加宽泛,PDS用量更少。另外,Vis-PDS耦合体系的运行模式为同时运行时,降解效率最高。常见无机离子对耦合体系的催化性能有不同程度的抑制作用,阴离子抑制作用显着,顺序为:CO32->HCO3->NO3->SO42-;阳离子Mn2+和Mg2+抑制作用不明显。7.阐释了h+、SO4-·、·OH、1O2以及O2-·五种活性基团在耦合体系降解p-CP过程中起作用,贡献率按照h+>SO4-·>·OH>1O2>O2-·排序。在此基础上结合半导体类型、光生e--h+对的分离程度等方面详细阐明耦合体系的增效作用机理;并从化学动力学角度,利用电极电势作为判据,明确耦合体系中Ag2++Fe2+→Ag++Fe3+反应的正向进行,解释了Ag+与Ag2+、Fe2+与Fe3+的循环反应的存在可以有效促进Ag+与Fe2+的再生,保持催化剂的催化活性及稳定性。探讨了p-CP在耦合体系中的反应限度及矿化率,解析了耦合体系降解p-CP的主要中间产物为2-丁烯酸、对苯醌及癸酸,并对降解途径进行了理论推测。
稂耘[5]（2020）在《多元Mn基氧化物和RuPt双金属催化剂的CO氧化以及水煤气变换反应研究》文中指出现代工业在高速发展的同时也对环境保护带来了极大的挑战。机动车尾气和工业废气是大气污染的主要来源。污染源中的CO是一种易燃且对人体健康有着巨大危害的气体,长时间的接触会导致人中毒死亡。机动车中因燃料不完全燃烧产生的CO需在尾气净化系统中被直接氧化为CO2,实现消除;对于工业上或者燃料电池中甲醇、天然气重整制氢时产生的CO（含量大于10%）,通常先使用水煤气变换（WGS）反应将CO浓度降至1%以下,再在富氢气氛中对CO进行选择性氧化（PROX）将浓度降至10ppm以下,避免后续氨合成Fe催化剂或燃料电池中的Pt电极的毒化。过渡金属因自身空d轨道结构而易与CO的孤对电子成键并形成化学吸附,并被广泛应用于CO消除反应之中。其中贵金属基催化剂如Pt、Au等表现出优异的活性和稳定性,但是受限于价格昂贵、储量低等因素,其减量化使用引起学者们极大的兴趣。三元锰基氧化物因稳定的骨架结构而较二元氧化物表现出更好的化学稳定性,在CO氧化和水煤气变换反应中都表现出不错的活性,有着巨大的应用前景。而在CO选择性氧化反应中,重整气中CO2会强烈抑制氧化物活性,该类催化剂的研究依旧以贵金属为主,实现减量化则更加考虑以其他相对廉价贵金属,如Ru,来替代Pt。本文以贵金属减量化策略为指导,选取Mn基莫来石复合氧化物、尖晶石型Cu-Mn混相氧化物、Pt/Ru双金属催化剂分别用于CO氧化、水煤气变换、富氢条件下CO选择性氧化反应之中,分别通过活性氧化物负载、增加氧空位、界面结构调控等方法以提高催化剂的活性或选择性。重点研究了催化剂组分间相互作用、表面物理化学状态与催化活性之间的关系,并初步探究了催化剂表面的反应机理。本文主要研究内容及研究结果如下:（1）首先使用沉积沉淀法将不同的金属氧化物MOx（M=Mn、Fe、Co、Ni和Cu）负载于Sm Mn2O5（SMO）莫来石之上,构建活性界面用于增强CO氧化。除了Fe,其他MOx的负载均能将载体氧化温区降至100℃以下,其中CuOx/Sm Mn2O5催化剂性能最好,其T50相较纯相莫来石降低了48℃,CO转化率在100℃能够达到40%。MOx与载体之间的相互作用提升了催化剂的吸附氧活性与数量,加速了表面碳酸（氢）盐物种的分解,减缓了低温时碳酸（氢）盐对表面的堵塞效应,促进了CO的循环转化,CuOx还能增加CO的吸附进而提供额外的活性位点,也有助于活性的增强。（2）然后通过乙二醇-甲醇有机溶剂燃烧法、分步沉淀法和模板生长法经制备了由Cu1.5Mn1.5O4尖晶石和Mn2O3组成的Cu-Mn混相氧化物（CMO）,增加表面氧缺陷用于促进水煤气变换反应。与传统沉积沉淀法制备的催化剂相比,制备的Cu-Mn催化剂组分分布更加均匀且Cu-Mn之间的离子交换程度更高,表面化学特性分析结果表明,其高的表面还原性和丰富的氧空位缺陷能够促进水的解离,继而产生数量更多、活性更高的羟基基团,提升水煤气变换反应活性。有机溶剂燃烧法制备的Cu-Mn催化剂无需预处理其催化活性即可达到122.72μmol CO/(g cat.·s),优于还原后的商用Cu/ZnO/Al2O3催化剂的73.62μmol CO/(g cat.·s),暴露于空气后转化率衰减也仅有6%。（3）本论文还使用原子层沉积法将Pt沉积于部分Ru晶面以制备双功能面Pt/Ru金属催化剂,调控包覆结构与Pt原子层数目用于加强富氢条件下CO的选择性氧化。Pt（111）优先沉积于晶格错配度更低的Ru（001）上,而使Ru（101）面暴露。结合密度泛函理论（DFT）计算,在Pt（111）与Ru（101）面上的主要吸附物种分别为CO与O,界面处CO氧化能垒大幅降低,复合催化剂反应的T50温度较纯Pt和纯Ru催化剂要低61和94℃;另外单原子层Pt的沉积能够最大程度促进电子从Ru到Pt的转移,d带中心降低了0.8eV、CO在Pt表面的吸附能降低0.7eV,H的吸附同时得到减弱（0.4eV）从而减少了H2的竞争反应,进而提升反应活性与选择性。
陈金敏[6]（2020）在《类芬顿试剂修复油污染土壤工艺研究》文中研究指明石油在开采、运输、炼化加工等过程中,泄露到土壤上,便产生了油污染土壤。考虑到可持续发展,石油污染土壤修复势在必行,化学修复是国内在修复油污染土壤上常应用的技术。化学修复中的芬顿氧化法由于氧化能力强,氧化速率快等优点在水处理中广泛应用,但是其主要成分芬顿试剂直接应用在土壤修复领域会有修复效果差、酸化土壤、破坏土壤中有机物等诸多劣势。因此,为将芬顿试剂应用于石油污染土壤修复领域,本文以高浓度石油污染土壤为修复对象,使用芬顿试剂进行修复并对芬顿试剂进行改良。得到了一种适用于土壤修复的绿色的类芬顿试剂,该类芬顿试剂可在中性条件下使用且不会造成土壤酸化,所使用的试剂对环境也无害,后对该类芬顿修复过程进行研究,主要是通过考察修复时间、试剂浓度、土水比及投加方式等影响因素,以了解类芬顿试剂对总石油烃（Total Petroleum Hydrocarbons,TPH）的修复速率,各个组分对于修复起到的具体作用等,最后通过XRD、ICP等考察了土壤修复前后变化。主要结论如下:（1）芬顿试剂对于高浓度石油污染土壤（TPH=76496 mg/kg）有一定的修复作用,其最高TPH去除率为38.26%,修复过后土壤pH为3.57。（2）在类芬顿试剂选择实验中,铁粉与二价铁组合时效果较为突出。螯合剂种类对TPH去除影响较大,TPH去除率最高时使用的螯合剂为柠檬酸。螯合剂、强化剂、催化剂的种类与浓度都会影响修复后土壤pH,其中螯合剂影响最大。铁粉施加与否、螯合剂与催化剂种类均会对土壤有机质（Soil Organic Matter,SOM）损耗造成不同的影响。最优类芬顿试剂的组成为:催化剂二价铁,强化剂铁粉,螯合剂柠檬酸钠。该类芬顿试剂在对TPH的修复过程可以分为快速去除、稳定去除和稳定这三个阶段。（3）在使用所选择的最优类芬顿试剂修复土壤过程中,双氧水含量过高或过低都会都不利于修复,在双氧水浓度考察实验中,最优浓度为4897 mmol/L。催化剂与强化剂之间存在协同作用,两者同时施加效果好于单独施加。铁粉施加可以有效的减少反应初期溶液中铁离子的积累。螯合剂的施加是溶液中亚铁及铁离子的浓度保持在较高的水平的关键因素,螯合剂浓度越高,溶液中亚铁及铁离子总浓度下降速率越慢。土水比对于TPH去除及SOM损耗会产生一定的影响,结合TPH去除率、SOM损耗和土壤pH,本次实验中土水比为1:4及1:5时修复效果最好。螯合剂浓度、催化剂浓度、强化剂施加量都会影响修复中溶液的pH与修复后土壤pH。而螯合剂、催化剂、强化剂的施加会影响SOM损耗,但是施加量对SOM损耗影响不大。双氧水多段投加可以有效的避免双氧水快速分解的阶段,使得双氧水利用效率得到提升。将双氧水、催化剂及螯合剂一起分段投加时可降低对SOM的损耗。（4）修复后土壤中的黄铁矿含量减少到XRD无法检测到且有新物质无水芒硝生成;向土壤中添加催化剂及强化剂可使得土壤中铁元素含量上升;修复会造成土壤粒径减小。（5）根据本文研究结果进行了简单的工程修复构想并设计了的相关流程图,计算发现将TPH为76490 mg/kg的土壤修复至符合国标需进行两次氧化。
李晓凡[7]（2019）在《S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能和机理研究》文中提出磺胺嘧啶作为一种常见的抗生素,由于其价格低廉、效果稳定在人类医疗和牲畜疾病中被广泛使用。而水体和土壤中检测出的磺胺嘧啶不仅对生物有毒害作用,还能够诱发抗性基因的产生,从而对生态系统的稳定带来潜在的威胁。本研究通过球磨法对微米零价铁（mZVI）进行硫化处理,制备出硫化零价铁（S-mZVI）用于活化过硫酸盐（PDS）降解磺胺嘧啶（SDZ）。考察了溶液的初始pH值、过硫酸盐浓度及mZVI和S-mZVI的浓度分别对mZVI/PDS体系和S-mZVI/PDS体系降解磺胺嘧啶效能的影响,探究最优的效能参数为:溶液初始pH值为4.0,零价铁初始浓度为56 mg/L,过硫酸盐初始浓度为0.5 mmol/L。并考察了不同阴离子（硫酸根离子、氯离子和硝酸根离子）分别对两个体系的影响,探究硫化过程在不同浓度阴离子的情况下对零价铁活化过硫酸盐体系的影响。又结合了化学猝灭实验和EPR光谱分析对反应体系中的活性物种进行了分析,辅以量子化学计算,对可能的反应位点进行计算,并采用质谱分析检测了反应过程中产生的中间产物,推测了可能的反应途径。在初始pH值为3.0时,硫化处理并不能强化零价铁活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能。但当初始pH值在4.0-9.0的范围内时,S-mZVI/PDS体系降解磺胺嘧啶的效能要明显优于mZVI/PDS体系。在零价铁初始浓度为5.6 mg/L到112mg/L,以及过硫酸盐初始浓度为0.1 mmol/L到2 mmol/L范围内时,S-mZVI/PDS体系降解磺胺嘧啶的效能均要优于mZVI/PDS体系。效能实验确定了最优的实验参数为溶液初始pH值为4.0,零价铁初始浓度为56 mg/L,过硫酸盐初始浓度为0.5 mmol/L。硫酸根离子和氯离子能够强化零价铁表面的腐蚀而减小S-mZVI/PDS和mZVI/PDS去除磺胺嘧啶效能上的差异,但是不同浓度硝酸根离子存在条件下,硫化处理始终能强化mZVI/PDS体系降解磺胺嘧啶的效能。猝灭实验和EPR实验证明S-mZVI/PDS体系中的主要氧化物种为·SO4-,而且·SO4-在S-mZVI/PDS体系中的产量要高于mZVI/PDS体系。采用量子化学计算中的密度泛函理论（DFT）对磺胺嘧啶的分子构型进行了计算和优化,得到了原子的电荷分布和CDD值,确定了磺胺嘧啶分子中可能的反应位点为7S和14C。而从质谱分析的结果可以看出,·SO4-主要通过攻击磺胺嘧啶的S-N键以及-NH2基团完成磺胺嘧啶的降解。
陈希[8]（2019）在《基于过硫酸盐高级氧化法的精对苯二甲酸生产废水处理及机理研究》文中研究指明石化行业涉及的产业链长、工艺流程复杂、原料及产品种类繁多,其生产过程中产生的废水通常具有排放量大、成分复杂、含有大量有毒物质等特点。精对苯二甲酸（PTA）作为石化行业产量最大的二元羧酸,生产过程中对水的需求非常大,在其工艺的氧化和洗涤精制阶段完成后,会产生大量高COD废水。现有的处理技术存在占地面积大、成本高、处理效果不佳等缺点,因此亟需一种高效、绿色、节能的新方法用于该废水的处理。本课题基于过硫酸钠高级氧化技术,选取废水中典型有机物对苯二甲酸（TA）,考察反应条件和共存物质对氧化降解过程的影响及机制,并以此为基础对实际废水的处理工艺进行初探。首先,探究了反应条件在对苯二甲酸降解过程中的影响,并借助对过硫酸钠水解过程的考察分析降解机理。通过考察温度、污染物浓度、氧化剂浓度和初始p H值四个因素对TA降解的影响,综合考虑能耗及成本发现,在80°C、对苯二甲酸初始浓度为100 mg/L、过硫酸钠初始浓度为1 g/L、p H=12、反应时间为3 h的最优操作条件下,TA的降解率最高可达97.40%;通过对过硫酸钠水解过程的研究初步得出硫酸根自由基的产生机理,并发现TA的降解过程与过硫酸钠的水解过程均符合拟一级动力学,二者存在一定的对应关系;通过自由基表征和自由基淬灭试验可知,反应中存在硫酸根自由基和羟基自由基两种基团,且硫酸根自由基起主要的氧化作用;TA的主体降解途径为脱羧过程。其次,对生产废水中存在的共存离子(Mn2+和Co2+)及有机物（醋酸）在对苯二甲酸降解过程中的影响进行了研究。结果表明,Mn2+和Co2+显示出了截然相反的影响作用—Mn2+对TA降解过程表现出明显的抑制作用,而Co2+对降解过程表现出轻微的促进作用;醋酸的加入直接与污染物TA竞争氧化剂,显示出对降解过程的抑制作用。通过对反应后固体表征并应用Mn O2取代Mn2+证实,Mn2+产生抑制作用的原因是Mn2+被体系中的Na2S2O8氧化为无活化作用的Mn O2。最后,选取实际PTA生产废水,依据前期模拟废水实验,对过硫酸钠高级氧化处理PTA生产废水的工艺进行初探。结果表明,对废水进行酸析预处理后,再在碱性环境下进行氧化有助于COD的去除:在实验考察的范围内,80°C下,过硫酸钠初始浓度为30 g/L,一次酸析p H值至1,二次调节p H值至12,反应时间为3 h时,实际PTA生产废水COD的去除率可达96.55%。研究结果对处理PTA生产废水提供理论参考和技术指导。
任璐璐[9]（2019）在《活性炭负载铁锰氧化物活化过一硫酸盐降解橙黄Ⅱ染料废水研究》文中提出染料废水中有机物含量高、可生化性较差且毒性较强,未经处理或处理不彻底都会对食品和水体造成严重污染,给人类的生存和健康造成威胁。染料废水中大多数偶氮染料在经过光辐射或人体某些酶的作用之后,会形成一些致癌的芳香胺化合物,较难被降解去除,因此开发经济高效的染料废水降解技术意义重大。活化过硫酸盐高级氧化技术在有机染料降解方面具有强氧化性以及高效性等优势,在科学研究及实际应用中越来越备受关注。本文依据染料废水常用去除技术以及过硫酸盐活化技术研究进展,结合铁锰氧化物和活性炭的催化活化作用,以及活性炭作为一种廉价易得的碳质材料常用作吸附材料和载体基质的优异特性,采用共沉淀法合成出制备流程简单、可分离回收且重复利用率较高的非均相过一硫酸盐（PMS）活化剂活性炭负载铁锰氧化物（AC/MnFe2O4）,并将其用于偶氮染料橙黄II的降解研究。实验对AC/MnFe2O4制备参数进行优化,探究其活化PMS对橙黄II的降解性能和较优反应条件,并对橙黄II的降解机理以及材料的微观表面形貌、物相结构和结构稳定性进行综合评价。主要结论如下:（1）AC/MnFe2O4的较优制备参数（合成时固定FeCl3·6H2O投加量为9.25mM）:N2保护、水浴合成温度为90℃、合成混合液pH值为9、活性炭投加量为5 g/L、铁锰摩尔质量配比为2:1、合成搅拌时间为30 min。（2）AC/MnFe2O4对PMS的催化活化能力优于过二硫酸盐（PS）和H2O2,材料中AC与MnFe2O4协同促进对PMS的活化效果。橙黄II（100 mg/L）降解实验中AC/MnFe2O4的较优投加量为0.9 g/L,较优PMS浓度为2 mM;反应体系对反应液初始pH适应范围较广,pH值为11时由于强碱性条件和AC/MnFe2O4的共同活化作用,降解速率较快,反应2 min时去除率可达97%;温度和常见共存物质对橙黄II降解效果影响较小。研究发现,反应体系对多种染料均具有较好的降解能力,降解速率由快至慢依次为:甲基橙>孔雀石绿>橙黄II>刚果红>亚甲基蓝>罗丹明B。（3）AC/MnFe2O4活化PMS对橙黄II降解过程符合准一级反应动力学模型。降解机理为:在反应液原始pH为3-9条件下,活化过程中生成大量1O2以及束缚在材料表面的SO4-·和·OH对橙黄II进行降解;在反应液原始pH为11的强碱条件下,生成大量O2-·以及束缚在材料表面的SO4-·和·OH对橙黄II进行降解;降解过程中伴随着氧化还原电对Fe（III）/Fe（II）和Mn（II）/Mn（III）的循环转化,橙黄II的发色基团被迅速破坏,分子结构中的萘环和苯环共轭体系被破坏,最终被降解为比较稳定且不易被继续降解的有机物、CO2和H2O。（4）AC/MnFe2O4的SEM、TEM、BET、XRD和XPS表征可知,铁锰氧化物成功负载在活性炭表面,材料的主要组成物质为SiO2和MnFe2O4,且相较于AC而言,AC/MnFe2O4比表面积扩大约11倍,孔结构多为微孔与介孔,AC/MnFe2O4拥有较大的比表面积和多孔结构,可提供更多的活化位点。（5）AC/MnFe2O4反应前后的表面形貌和物相结构基本未发生变化,经过6次循环利用后活化PMS对橙黄II的降解效率和去除率并未下降,去除率均可达99.3%;重复利用后反应溶液中的Fe和Mn浓度可被忽略,AC/MnFe2O4具有较强的结构稳定性。本研究探索出一种成本较低、简单高效的模拟橙黄II染料废水处理方法,避免了传统Fenton氧化降解反应体系中存在的问题,并对其活化降解机理进行初步分析,为过硫酸盐活化技术的理论发展提供一定的实验支持,同时为其工业化应用提供一定的理论参考,为推动印染废水处理技术的发展做出微弱的贡献。
潘常刚[10]（2019）在《基于碳纳米材料的电化学发光传感器在环境与生物分析中的应用》文中研究指明碳纳米材料由于易于制备、成本低和毒性低等优点,在传感分析、诊断治疗、催化应用等领域被广泛应用,一直是化学、物理和材料学等领域的研究热点。电化学发光（ECL）将光谱与电化学的传感方法完美结合,电激发产生光信号,信号稳定、背景低、易于操作,是一种常见的高灵敏分析技术。本文主要以碳量子点（N-CQDs）和氮化碳（g-C3N4）结合ECL分析技术为主线,展开了一系列对环境重金属污染物(Cu2+)和肿瘤标志物（端粒酶、miRNA-155）的分析检测研究。论文主要内容如下:（1）构建了以N-CQDs为信号分子检测Cu2+的ECL传感器。首先通过微波辅助合成了功能化的N-CQDs,并进行表征,探讨了表面功能化对N-CQDs的ECL信号和荧光信号的影响。该N-CQDs表面存在大量的氨基官能团,为Cu2+提供了丰富的配位作用位点,从而使得Cu2+能够有效猝灭N-CQDs的ECL信号。在最佳的实验条件下,ECL信号的的猝灭程度与Cu2+浓度(5×10-4-10μM)呈良好的线性关系,检出限为2×10-4μM,并且该传感器具有良好的选择性和稳定性,能够用于实际样品中的Cu2+检测。（2）设计了基于N-CQDs和鲁米诺检测Cu2+的ECL比率传感器。首次提出了Cu2+与N-CQDs形成的复合物作为催化剂增强鲁米诺ECL信号强度的普适性方法,并用于分析检测。在最佳的条件下,传感器比率信号与Cu2+浓度（0.05-3nM）呈良好的线性关系,检出限为0.02 nM,并且该传感器具有良好的选择性,能够用于复杂样品体系中的Cu2+检测,表明该传感器在环境分析领域有着巨大应用前景。（3）构建了多重放大策略的ECL端粒酶传感器。本文首次以N-CQDs作为还原剂,合成了金纳米粒子作为载体的新型ECL信号分子Au@N-CQDs,金纳米粒子作提高了N-CQDs和DNA的负载量,并且金是良好的导电材料和催化剂,有利于信号放大;结合核酸内切酶Nb.BbvcI对DNA双链特异性序列的剪切作用,进行DNA循环扩增,再次实现信号放大。研究结果表明,该传感器的检测线性范围在1.6×10-10-1.6×10-7 IU/L,检测限为5×10-11 IU/L,可检测单个细胞内的端粒酶,与此同时还能针对不同的肿瘤细胞进行筛选,表明其在早期临床诊断中具有巨大潜在应用价值。（4）构建了具有普适性、多重信号放大的免清洗ECL传感器并应用于检测miRNA-155。本体系首次提出了应用单链DNA（ssDNA）辅助增强g-C3N4催化鲁米诺电化学发光性能,和具有普适性的免清洗电化学发光传感器的方法,并探究机理。结合DNA walker循环扩增技术和温和的磁性分离方法实现DNA的循环扩增,实现信号放大。研究结果表明,传感器在3-1000 fM范围内与响应信号呈良好线性关系,检测限为1 fM。该传感器具有良好的选择性,可用于实际体系中miRNA-155的检测,表明该传感器在生命分析和临床诊断中有着巨大的应用前景。
二、过二硫酸钾氧化Mn~(2+)的适宜条件（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、过二硫酸钾氧化Mn~(2+)的适宜条件（论文提纲范文）
（1）热活化过硫酸盐-磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 剩余污泥概况 |
| 1.1.1 剩余污泥的来源与成分 |
| 1.1.2 剩余污泥处理处置现状 |
| 1.1.3 剩余污泥处理处置原则 |
| 1.1.4 剩余污泥处理主流工艺流程 |
| 1.2 剩余污泥调理与脱水 |
| 1.2.1 污泥的含水率与脱水性能 |
| 1.2.2 胞外聚合物对污泥脱水的影响 |
| 1.2.3 剩余污泥的调理方法 |
| 1.2.4 剩余污泥调理存在的主要问题及解决策略 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化法处理剩余污泥的研究进展 |
| 1.3.1 过硫酸盐高级氧化法的原理 |
| 1.3.2 过硫酸盐高级氧化法处理剩余污泥的研究进展 |
| 1.3.3 过硫酸盐高级氧化法处理剩余污泥存在的主要问题 |
| 1.4 磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥的研究进展 |
| 1.4.1 磷元素概述 |
| 1.4.2 磷酸铵镁沉淀法的原理 |
| 1.4.3 磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥的研究进展 |
| 1.4.4 磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥存在的问题 |
| 1.5 研究目的、研究内容与技术线路图 |
| 1.5.1 研究意义与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术线路图 |
| 第二章 材料、仪器和方法 |
| 2.1 供试污泥 |
| 2.2 实验药剂 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 指标和测定方法 |
| 2.4.1 毛细吸水时间 |
| 2.4.2 总磷和正磷酸盐 |
| 2.4.3 总氮 |
| 2.4.4 氨氮 |
| 2.4.5 化学需氧量和污泥破解程度 |
| 2.4.6 胞外聚合物 |
| 2.4.7 糖类 |
| 2.4.8 蛋白质 |
| 2.4.9 钙和镁 |
| 2.4.10 鸟粪石纯度 |
| 2.4.11 pH |
| 2.5 表征和分析方法 |
| 2.5.1 粒径分布 |
| 2.5.2 Zeta电位 |
| 2.5.3 三维荧光光谱 |
| 2.5.4 场发射扫描电镜 |
| 2.5.5 X射线衍射图谱 |
| 2.6 实验方法 |
| 2.6.1 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的实验 |
| 2.6.2 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的机理实验 |
| 2.6.3 热活化过硫酸盐破解剩余污泥的实验 |
| 2.6.4 不同污泥破解方式的破解效果对比实验 |
| 2.6.5 阳离子交换除去热活化过硫酸盐处理后污泥上清液中的钙 |
| 2.6.6 磷酸铵镁沉淀法回收污泥上清液氮磷的实验 |
| 第三章 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的影响因素 |
| 3.2.1 温度的影响 |
| 3.2.2 过硫酸盐投加量的影响 |
| 3.2.3 初始pH对污泥脱水性能的影响 |
| 3.3 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的机理 |
| 3.3.1 表面形貌 |
| 3.3.2 粒径分布 |
| 3.3.3 Zeta电位 |
| 3.3.4 三维荧光光谱 |
| 3.3.5 胞外聚合物 |
| 3.3.6 热活化过硫酸盐改善剩余污泥脱水性能的综合机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 热活化过硫酸盐破解剩余污泥的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 热活化过硫酸盐破解剩余污泥的影响因素 |
| 4.2.1 温度的影响 |
| 4.2.2 过硫酸盐投加量的影响 |
| 4.2.3 时间的影响 |
| 4.3 不同污泥破解方法的破解效果对比实验 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磷酸铵镁沉淀法回收污泥上清液氮磷的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 阳离子交换去除污泥上清液中的钙 |
| 5.3 磷酸铵镁沉淀法回收污泥上清液氮磷的影响因素 |
| 5.3.1 初始pH的影响 |
| 5.3.2 镁磷摩尔比的影响 |
| 5.3.3 时间的影响 |
| 5.3.4 产物的形貌 |
| 5.4 初始pH和镁磷摩尔比影响磷酸铵镁沉淀法的机理 |
| 5.4.1 反应初始pH和镁磷摩尔比影响磷回收率的机理 |
| 5.4.2 反应初始pH和镁磷摩尔比影响产物纯度的机理 |
| 5.5 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研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（2）新型碳氮材料光催化/过二硫酸盐联用降解磺胺甲基嘧啶（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境中的抗生素 |
| 1.1.1 水环境中抗生素的来源与危害 |
| 1.1.2 水环境中抗生素的污染水平 |
| 1.2 高级氧化技术在降解抗生素中的应用 |
| 1.2.1 高级氧化技术的定义 |
| 1.2.2 高级氧化技术的分类 |
| 1.2.3 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 石墨相氮化碳基光催化剂的研究进展 |
| 1.3.1 石墨相氮化碳简介及催化机理 |
| 1.3.2 石墨相氮化碳光催化剂的改性 |
| 1.4 研究目的与研究内容 |
| 1.4.1 研究意义及目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 污染物的选择 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 光催化剂的制备 |
| 2.3 催化剂的表征 |
| 2.3.1 元素分析(EA) |
| 2.3.2 透射电镜(TEM) |
| 2.3.3 扫描电镜(SEM) |
| 2.3.4 X-射线衍射(XRD) |
| 2.3.5 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 2.3.6 氮气吸附实验 |
| 2.3.7 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.8 紫外-可见-近红外光谱(UV-Vis-NIR) |
| 2.3.9 光致发光光谱(PL) |
| 2.3.10 莫特-肖特基曲线与光电流瞬态响应 |
| 2.4 降解实验 |
| 2.4.1 磺胺甲基嘧啶的降解 |
| 2.4.2 活性物质捕获 |
| 2.4.3 循环稳定实验 |
| 2.4.4 污染物浓度分析 |
| 2.4.5 降解动力学分析 |
| 第三章 复合材料光催化降解磺胺甲基嘧啶 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 活性炭/石墨相氮化碳的表征 |
| 3.2.1 形貌、结构分析 |
| 3.2.2 化学结构分析 |
| 3.2.3 光学性质分析 |
| 3.3 复合材料降解磺胺甲基嘧啶的性能 |
| 3.3.1 活性炭/石墨相氮化碳降解磺胺甲基嘧啶的效能 |
| 3.3.2 活性炭/石墨相氮化碳降解磺胺甲基嘧啶的影响因素 |
| 3.4 活性物质分析 |
| 3.4.1 超氧自由基 |
| 3.4.2 羟基自由基 |
| 3.4.3 光生空穴 |
| 3.4.4 单线态氧 |
| 3.5 复合材料稳定性评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 复合材料光催化/过二硫酸盐联用降解磺胺甲基嘧啶 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 磺胺甲基嘧啶的降解条件优化 |
| 4.2.1 不同负载量的复合材料的选择 |
| 4.2.2 过二硫酸盐投加量的选择 |
| 4.2.3 溶液初始pH值的选择 |
| 4.2.4 溶液初始浓度的选择 |
| 4.3 磺胺甲基嘧啶的降解效能分析 |
| 4.3.1 光照与光催化/过二硫酸盐体系降解的不同 |
| 4.3.2 总有机碳(TOC)的分析 |
| 4.4 活性物质分析 |
| 4.4.1 硫酸根自由基 |
| 4.4.2 羟基自由基 |
| 4.4.3 超氧自由基 |
| 4.4.4 单线态氧 |
| 4.4.5 光生空穴 |
| 4.5 影响光催化/过二硫酸盐联用降解的因素 |
| 4.5.1 腐殖酸的影响 |
| 4.5.2 阴离子的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论、创新与不足 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新 |
| 5.3 不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 自然环境中的砷 |
| 1.1.1 概述 |
| 1.1.2 砷的危害 |
| 1.2 高砷地下水污染现状 |
| 1.2.1 我国高砷地下水的分布情况 |
| 1.2.2 目前高砷地下水的处理措施 |
| 1.3 过氧化氢-碳酸氢根体系研究进展 |
| 1.3.1 过氧化氢-碳酸氢根体系简介 |
| 1.3.2 过渡金属激活BAP体系研究进展 |
| 1.4 Mn~(Ⅱ/Ⅲ)-HCO_3~-配合物的研究进展 |
| 1.5 亚硫酸盐氧化研究现状 |
| 1.5.1 亚硫酸盐废水产生及处理现状 |
| 1.5.2 过渡金属氧化亚硫酸根体系研究现状 |
| 1.6 选题依据和主要研究内容 |
| 第2章 Mn~(Ⅱ)-BAP体系氧化As(Ⅲ)性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.2.3 实验分析方法 |
| 2.3 化学平衡计算软件Visual MINTEQ简介 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 Mn~(Ⅱ)-BAP体系对As(Ⅲ)的氧化能力 |
| 2.4.2 Mn~(2+)和HCO_3~-浓度对Mn~(Ⅱ)-BAP氧化性能的影响 |
| 2.4.3 pH对 Mn~(Ⅱ)-BAP氧化能力的影响 |
| 2.4.4 Mn~(2+)和HCO_3~-的预混合对As(Ⅲ)氧化性能的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 Mn~(Ⅱ)-BAP体系的氧化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及设备 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.2.3 实验分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中HCO_3~-的作用 |
| 3.3.2 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中各活性物种对As(Ⅲ)氧化的贡献 |
| 3.3.3 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中的反应机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Mn~(Ⅱ)-SO_3~(2-)-DO体系对As(Ⅲ)催化氧化的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及设备 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 实验分析 |
| 4.3 实验结果及讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点与不足 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（4）Ag3PO4/Fe3O4/GO双效催化剂在可见光—过硫酸盐耦合体系中的增效作用及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 论文研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 高级氧化技术(AOPs) |
| 1.2.2 基于光催化的AOPs |
| 1.2.3 基于硫酸根自由基的AOPs |
| 1.2.4 GO的分散性与氧化程度 |
| 1.2.5 光催化为主体的耦合技术 |
| 1.3 论文研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.3.1 光催化/Fenton耦合技术现存问题 |
| 1.3.2 论文研究内容、意义及技术路线 |
| 1.3.3 论文的创新点 |
| 第2章 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO双效催化剂的制备及表征 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 材料制备 |
| 2.2.2 GO沉降实验 |
| 2.2.3 材料的鉴定及表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 GO分散性能分析 |
| 2.3.2 材料结构及组成分析 |
| 2.3.3 材料形貌、纳米结构及元素组成分析 |
| 2.3.4 材料特征基团及分子结构分析 |
| 2.3.5 材料的磁性质分析 |
| 2.3.6 材料比表面积及孔结构分析 |
| 2.3.7 材料表面元素类别及氧化态分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO光催化降解污染物的性能 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计及方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 催化剂吸光性能的表征 |
| 3.3.2 Fe_3O_4/GO与 Ag_3PO_4 的质量比对光催化活性的影响 |
| 3.3.3 反应参数对光催化性的影响 |
| 3.3.4 光催化剂的稳定性 |
| 3.3.5 光催化降解机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO催化过硫酸盐降解污染物的性能 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计及方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO催化PDS的性能 |
| 4.3.2 反应参数对PDS体系催化性能的影响 |
| 4.3.3 PDS催化剂的稳定性 |
| 4.3.4 PDS催化降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO在耦合体系中的增效性能研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验设计及方法 |
| 5.2.1 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO的双效催化性能 |
| 5.2.2 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO在耦合体系中的增效作用 |
| 5.2.3 Fe_3O_4/GO与 Ag_3PO_4 的质量比对催化性能的影响 |
| 5.2.4 反应参数对耦合体系催化性能的影响 |
| 5.2.5 耦合体系运行方式对催化性能的影响 |
| 5.2.6 水中常见无机离子对催化性能的影响 |
| 5.2.7 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO在耦合体系中的循环利用性 |
| 5.2.8 p-CP标准曲线的绘制 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO的双效催化性能 |
| 5.3.2 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO在耦合体系中的增效作用 |
| 5.3.3 Fe_3O_4/GO与 Ag_3PO_4 的质量比对催化性能的影响 |
| 5.3.4 反应参数对耦合体系催化性能的影响 |
| 5.3.5 耦合体系运行方式对催化性能的影响 |
| 5.3.6 水中常见无机离子对催化性能的影响 |
| 5.3.7 Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO在耦合体系中的稳定性 |
| 5.3.8 基于Ag_3PO_4/Fe_3O_4/GO的耦合体系与其它催化体系性能比较 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 耦合体系的增效作用机理及降解途径分析 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 实验试剂 |
| 6.1.2 实验仪器 |
| 6.2 实验设计及方法 |
| 6.2.1 活性基团的鉴定 |
| 6.2.2 样品前处理 |
| 6.2.3 GC-MS分析 |
| 6.2.4 Fe~(2+)及总Fe含量的测定 |
| 6.2.5 p-CP标准曲线的绘制 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 自由基掩蔽实验鉴定活性基团及其贡献 |
| 6.3.2 ESR鉴定结果及分析 |
| 6.3.3 耦合体系的增效作用机理 |
| 6.3.4 降解过程中p-CP及总有机碳的变化情况 |
| 6.3.5 中间产物鉴定及降解途径分析 |
| 6.3.6 经济成本及环境适应性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及博士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）多元Mn基氧化物和RuPt双金属催化剂的CO氧化以及水煤气变换反应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 文中的缩略词全称或含义 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源和背景介绍 |
| 1.2 CO氧化催化剂 |
| 1.2.1 贵金属催化剂 |
| 1.2.2 非贵金属催化剂 |
| 1.3 水煤气变换反应 |
| 1.3.1 Au基WGS催化剂 |
| 1.3.2 Cu基WGS催化剂 |
| 1.4 富氢条件下CO的选择性氧化 |
| 1.4.1 Pt族贵金属催化剂 |
| 1.4.2 Au基催化剂 |
| 1.5 Pt、Au贵金属减量化策略 |
| 1.5.1 Mn基莫来石CO氧化催化剂 |
| 1.5.2 Cu-Mn混相氧化物水煤气变换催化剂 |
| 1.5.3 Ru Pt双金属CO选择性氧化催化剂 |
| 1.6 本文主要研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验使用的化学试剂、气体和仪器设备 |
| 2.2 催化剂性能测试 |
| 2.2.1 CO氧化反应性能测试 |
| 2.2.2 水煤气变换反应性能测试 |
| 2.2.3 CO选择性氧化反应性能测试 |
| 2.3 催化剂物化性质表征 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD)测试 |
| 2.3.2 拉曼光谱(Raman)测试 |
| 2.3.3 比表面积(SSA)测试 |
| 2.3.4 X射线荧光(XRF)分析 |
| 2.3.5 电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES)分析 |
| 2.3.6 椭偏偏振(SE)光谱测量 |
| 2.3.7 石英晶体微天平(QCM)测量 |
| 2.3.8 场发射扫描电子显微镜(FESEM)观测 |
| 2.3.9 透射电子显微镜(TEM)观测 |
| 2.3.10 球差校正透射电子显微镜(Ac-TEM)观测 |
| 2.3.11 X射线光电子能谱(XPS)表面分析 |
| 2.3.12 程序升温脱附(TPD) |
| 2.3.13 程序升温还原(TPR) |
| 2.3.14 程序升温表面反应(TPSR) |
| 2.3.15 原位漫反射傅里叶变换红外光谱(in situ DRIFTS)测试 |
| 3 MO_x/Sm Mn_2O_5 复合氧化物CO氧化反应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MOx/SMO催化剂制备 |
| 3.3 物理特性表征 |
| 3.3.1 晶相结构、晶粒形貌分析 |
| 3.3.2 键合结构、负载含量与比表面积 |
| 3.4 CO氧化性能研究 |
| 3.4.1 氧化活性测试 |
| 3.4.2 催化剂稳定性测试 |
| 3.5 表面化学特性 |
| 3.5.1 表面金属氧化态与氧物种分析 |
| 3.5.2 表面吸附物种 |
| 3.6 反应机理探讨 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 富氧空位Cu-Mn混相氧化物低温水煤气变换反应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CMO催化剂制备 |
| 4.3 物相组成结构 |
| 4.4 WGS催化性能研究 |
| 4.4.1 不同制备方法得到CMO的反应活性 |
| 4.4.2 CMO-EGM制备工艺优化 |
| 4.4.3 CMO催化稳定性 |
| 4.5 表面化学性质分析 |
| 4.5.1 表面氧物种分析 |
| 4.5.2 反应机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 双功能面Pt/Ru金属催化剂CO选择性氧化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Pt/Ru双金属催化剂的制备及DFT计算 |
| 5.2.1 ALD过程及设备 |
| 5.2.2 Pt/Ru双金属催化剂的制备 |
| 5.2.3 DFT计算 |
| 5.3 Pt/Ru双金属催化剂生长过程分析 |
| 5.4 Pt/Ru双金属催化剂表面化学性质分析 |
| 5.5 Pt/Ru双金属催化剂性能测试 |
| 5.6 关于表面吸附和PROX反应的DFT计算 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 全文总结与工作展望 |
| 6.1 本文工作总结 |
| 6.2 下一步工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
（6）类芬顿试剂修复油污染土壤工艺研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 石油污染土壤修复类型 |
| 1.3 石油污染土壤的化学氧化修复 |
| 1.3.1 传统芬顿试剂 |
| 1.3.2 类芬顿试剂 |
| 1.3.3 过硫酸盐 |
| 1.3.4 高锰酸盐 |
| 1.3.5 光芬顿 |
| 1.3.6 光催化 |
| 1.3.7 联合修复 |
| 1.3.8 其他改良 |
| 1.3.9 总结 |
| 1.4 论文研究目标、思路及内容 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 土壤pH测定 |
| 2.3.2 土壤有机质测定 |
| 2.3.3 土壤总石油烃测定 |
| 2.3.4 土壤水分测定 |
| 2.3.5 H_2O_2 的测定 |
| 2.3.6 可溶性铁的测定 |
| 2.3.7 土壤相关性质测定 |
| 3 油污染土壤氧化修复工艺比较研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 双氧水 |
| 3.2.2 芬顿试剂 |
| 3.2.3 过硫酸钠 |
| 3.2.4 Fe活化过硫酸钠 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 双氧水体系 |
| 3.3.2 过硫酸钠体系 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 类芬顿试剂选择研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 类芬顿试剂修复土壤工艺研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 修复时间的影响 |
| 5.2.2 试剂浓度的影响 |
| 5.2.3 土水比的影响 |
| 5.2.4 投加方式的影响 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 修复时间的影响 |
| 5.3.2 试剂浓度的影响 |
| 5.3.3 土水比的影响 |
| 5.3.4 投加方式的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 土壤修复前后表征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 土壤修复前后矿物变化 |
| 6.3 土壤修复前后铁元素变化 |
| 6.4 土壤修复前后颗粒变化 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 油污染土壤修复工程设计构想 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 异位化学氧化工艺路线设计构想 |
| 7.3 异位化学氧化工艺成本计算 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（7）S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能和机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的和意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 磺胺嘧啶的研究现状 |
| 1.2.1 抗生素的污染现状 |
| 1.2.2 磺胺嘧啶的污染与去除的研究现状 |
| 1.3 活化过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.3.1 高级氧化技术研究概述 |
| 1.3.2 活化过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.4 过硫酸盐活化技术研究现状 |
| 1.4.1 过渡金属离子活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.2 热活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.3 紫外活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.4 碱活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.5 其它过硫酸盐活化技术 |
| 1.5 零价铁强化技术的研究现状 |
| 1.5.1 纳米零价铁技术 |
| 1.5.2 弱磁场强化零价铁技术 |
| 1.5.3 零价铁双金属体系 |
| 1.5.4 基于零价铁的高级氧化技术 |
| 1.5.5 改性零价铁的高级氧化技术 |
| 1.6 量子化学计算理论研究概述 |
| 1.6.1 量子化学的发展 |
| 1.6.2 量子化学在环境领域中的应用 |
| 1.7 本文的主要研究内容 |
| 1.7.1 S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的动力学研究 |
| 1.7.2 S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的机理分析 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料和分析方法 |
| 2.1 实验药剂和仪器设备 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器和设备 |
| 2.2 实验及分析方法 |
| 2.2.1 球磨S-mZVI的制备和表征 |
| 2.2.2 实验流程 |
| 2.2.3 磺胺嘧啶的检测方法 |
| 2.2.4 氧化物种的鉴定 |
| 2.2.5 磺胺嘧啶降解产物的检测方法 |
| 2.2.6 量子化学计算方法 |
| 第3章 S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 可行性分析 |
| 3.3 S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能影响 |
| 3.3.1 溶液初始pH值对磺胺嘧啶降解的影响 |
| 3.3.2 零价铁初始浓度对磺胺嘧啶降解的影响 |
| 3.3.3 过硫酸盐初始浓度对磺胺嘧啶降解的影响 |
| 3.4 不同阴离子对反应体系的影响 |
| 3.4.1 硫酸根离子的影响 |
| 3.4.2 氯离子的影响 |
| 3.4.3 硝酸根离子的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 活性自由基种类的探究 |
| 4.3 磺胺嘧啶降解产物及降解途径的解析 |
| 4.3.1 磺胺嘧啶分子构型的优化 |
| 4.3.2 磺胺嘧啶降解产物及降解路径的解析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）基于过硫酸盐高级氧化法的精对苯二甲酸生产废水处理及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 Fenton和类Fenton氧化法 |
| 1.2.2 超声氧化法 |
| 1.2.3 臭氧氧化法 |
| 1.2.4 光催化氧化法 |
| 1.2.5 湿式氧化法和湿式催化氧化法 |
| 1.2.6 硫酸根自由基氧化法 |
| 1.2.7 超临界水氧化法 |
| 1.2.8 其他氧化法 |
| 1.3 基于活化过硫酸盐产生硫酸根自由基氧化相关原理及水处理研究 |
| 1.3.1 热活化法 |
| 1.3.2 紫外光活化法 |
| 1.3.3 过渡金属离子活化法 |
| 1.3.4 碱活化法 |
| 1.3.5 活性炭活化法 |
| 1.3.6 零价铁活化法 |
| 1.3.7 金属氧化物活化法 |
| 1.4 精对苯二甲酸(PTA)废水处理现状 |
| 1.4.1 物化处理技术 |
| 1.4.2 生化处理技术 |
| 1.5 本课题的研究意义及研究内容 |
| 1.5.1 课题的研究意义 |
| 1.5.2 课题主要研究内容 |
| 第二章 过硫酸钠氧化降解PTA废水中典型有机物的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验装置及内容 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 过硫酸钠氧化降解对苯二甲酸(TA) |
| 2.3.2 过硫酸钠的水解过程研究 |
| 2.3.3 自由基的表征 |
| 2.3.4 对苯二甲酸降解途径研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 共存物质对过硫酸钠氧化对苯二甲酸过程的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验装置及内容 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 Mn对TA降解过程的影响 |
| 3.3.2 Co对TA降解过程的影响 |
| 3.3.3 醋酸对TA降解过程的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 过硫酸钠氧化处理实际PTA生产废水初步研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 实验装置及内容 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 温度对PTA生产废水COD去除率的影响 |
| 4.3.2 初始过硫酸钠浓度对PTA生产废水COD去除率的影响 |
| 4.3.3 不同p H值条件对PTA生产废水COD去除率的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间所取得的相关科研成果 |
| 致谢 |
（9）活性炭负载铁锰氧化物活化过一硫酸盐降解橙黄Ⅱ染料废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 染料废水概述 |
| 1.2.1 染料废水的来源与特点 |
| 1.2.2 染料废水的危害 |
| 1.3 染料废水的处理方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 活化过硫酸盐高级氧化技术概述 |
| 1.4.1 活化过硫酸盐高级氧化技术原理 |
| 1.4.2 过硫酸盐活化方法 |
| 1.5 铁锰氧化物的应用及研究进展 |
| 1.5.1 铁锰氧化物概述 |
| 1.5.2 铁锰氧化物的研究进展 |
| 1.6 研究目的及意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究技术路线 |
| 1.8 本章小结 |
| 第2章 活性炭负载铁锰氧化物的制备 |
| 2.1 实验材料与分析方法 |
| 2.1.1 主要仪器及试剂 |
| 2.1.2 活性炭负载铁锰氧化物的制备 |
| 2.1.3 橙黄Ⅱ去除方法 |
| 2.1.4 橙黄Ⅱ检测方法 |
| 2.2 活性炭负载铁锰氧化物制备过程中的影响因素研究 |
| 2.2.1 N_2 对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.2.2 合成温度对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.2.3 合成pH对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.2.4 活性炭投加量对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.2.5 铁锰摩尔质量比对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.2.6 合成搅拌时间对材料活化PMS性能的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS氧化降解橙黄Ⅱ研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 活性炭负载铁锰氧化物活化不同氧化剂降解橙黄Ⅱ效果 |
| 3.3 不同反应体系对橙黄Ⅱ去除效果影响 |
| 3.4 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS去除橙黄Ⅱ影响因素探究 |
| 3.4.1 活性炭负载铁锰氧化物投加量影响 |
| 3.4.2 不同氧化剂浓度影响 |
| 3.4.3 反应液初始pH值影响 |
| 3.4.4 反应温度影响 |
| 3.4.5 污染液初始浓度影响 |
| 3.4.6 共存物质影响 |
| 3.5 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS对不同染料降解效果 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS降解橙黄Ⅱ的反应动力学及降解机理初探 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS降解橙黄Ⅱ反应动力学 |
| 4.2.1 材料投加量反应动力学分析 |
| 4.2.2 氧化剂PMS浓度反应动力学分析 |
| 4.2.3 反应液初始pH反应动力学分析 |
| 4.3 不同反应液初始PH条件下自由基猝灭效果 |
| 4.4 材料X射线光电子能谱(XPS)结果分析 |
| 4.5 橙黄Ⅱ降解的UV-VIS图谱分析 |
| 4.6 活性炭负载铁锰氧化物活化PMS降解橙黄Ⅱ降解机理推导 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 活性负载铁锰氧化物的表征及结构稳定性分析 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 材料表征及结构稳定性分析 |
| 5.2.1 扫描电子显微镜(SEM)结果分析 |
| 5.2.2 透射电镜(TEM)结果分析 |
| 5.2.3 比表面积孔径分布(BET)结果分析 |
| 5.2.4 X射线衍射(XRD)结果分析 |
| 5.3 材料可重复利用性及金属离子浸出浓度分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（10）基于碳纳米材料的电化学发光传感器在环境与生物分析中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 碳量子点 |
| 1.1.1 碳量子点制备 |
| 1.1.2 碳量子点应用 |
| 1.2 g-C_3N_4 纳米材料 |
| 1.2.1 g-C_3N_4 简介 |
| 1.2.2 g-C_3N_4 应用 |
| 1.3 电化学发光技术 |
| 1.3.1 电化学发光机理 |
| 1.3.2 电化学发光材料 |
| 1.3.3 电化学发光应用 |
| 1.4 核酸信号放大技术 |
| 1.4.1 酶辅助核酸扩增 |
| 1.4.2 免酶核酸扩增 |
| 1.4.3 DNAzymes技术 |
| 1.5 选题背景与研究意义 |
| 1.5.1 选题背景 |
| 1.5.2 研究内容及意义 |
| 第2章 N掺杂的碳量子点用于Cu~(2+)检测的ECL传感器 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 N-CQDs制备 |
| 2.2.4 金电极预处理 |
| 2.2.5 检测过程 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征 |
| 2.3.2 含N掺杂的碳量子点ECL机理探究 |
| 2.3.3 实验条件优化 |
| 2.3.4 Cu~(2+)检测 |
| 2.3.5 选择性研究 |
| 2.3.6 实际样品检测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 基于N-CQDs与鲁米诺ECL比率探针的构建并用于Cu~(2+)检测 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 N-CQDs制备 |
| 3.2.4 金电极预处理 |
| 3.2.5 检测过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 实验条件优化 |
| 3.3.2 Cu~(2+)检测 |
| 3.3.3 选择性研究 |
| 3.3.4 实际样品检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 新型自增强Au@N-CQDs与酶辅助信号放大的端粒酶活性ECL传感器 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 材料制备 |
| 4.2.4 DNA凝胶电泳 |
| 4.2.5 端粒酶扩增与DNA循环 |
| 4.2.6 Au@N-CQDs-S1 制备 |
| 4.2.7 细胞培养 |
| 4.2.8 细胞内端粒酶提取 |
| 4.2.9 金电极预处理 |
| 4.2.10 检测过程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 N-CQDs和 Au@N-CQDs表征 |
| 4.3.2 DNA凝胶电泳分析 |
| 4.3.3 实验条件优化 |
| 4.3.4 端粒酶标品检测 |
| 4.3.5 癌症细胞数目检测 |
| 4.3.6 不同细胞株比较 |
| 4.3.7 电化学阻抗表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 DNA增强g-C_3N_4 非均相催化ECL传感器的构建及miRNA-155 检测. |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 Fe_3O_4 纳米粒子制备 |
| 5.2.4 Au-Fe_3O_4 纳米粒子制备 |
| 5.2.5 DNA walker构建 |
| 5.2.6 g-C_3N_4 制备 |
| 5.2.7 ssDNA/g-C_3N_4 复合材料制备 |
| 5.2.8 金电极预处理 |
| 5.2.9 细胞培养 |
| 5.2.10 细胞总RNA提取 |
| 5.2.11 检测过程 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 g-C_3N_4 表征 |
| 5.3.2 Au-Fe_3O_4 表征 |
| 5.3.3 ssDNA增强g-C_3N_4 催化性能研究 |
| 5.3.4 ssDNA增强g-C_3N_4 催化机理研究 |
| 5.3.5 实验条件优化 |
| 5.3.6 miRNA-155 检测 |
| 5.3.7 选择性研究 |
| 5.3.8 不同细胞株比较 |
| 5.3.9 实际样品检测 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 论文小结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间取得研究成果 |
四、过二硫酸钾氧化Mn~(2+)的适宜条件（论文参考文献）
- [1]热活化过硫酸盐-磷酸铵镁沉淀法处理剩余污泥的研究[D]. 廖子聪. 华南理工大学, 2020(06)
- [2]新型碳氮材料光催化/过二硫酸盐联用降解磺胺甲基嘧啶[D]. 陆帅帅. 南京信息工程大学, 2020(02)
- [3]锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究[D]. 孟子贺. 天津大学, 2020(02)
- [4]Ag3PO4/Fe3O4/GO双效催化剂在可见光—过硫酸盐耦合体系中的增效作用及机理[D]. 金华. 吉林大学, 2020(08)
- [5]多元Mn基氧化物和RuPt双金属催化剂的CO氧化以及水煤气变换反应研究[D]. 稂耘. 华中科技大学, 2020
- [6]类芬顿试剂修复油污染土壤工艺研究[D]. 陈金敏. 浙江大学, 2020(02)
- [7]S-mZVI活化过硫酸盐降解磺胺嘧啶的效能和机理研究[D]. 李晓凡. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [8]基于过硫酸盐高级氧化法的精对苯二甲酸生产废水处理及机理研究[D]. 陈希. 河北工业大学, 2019(06)
- [9]活性炭负载铁锰氧化物活化过一硫酸盐降解橙黄Ⅱ染料废水研究[D]. 任璐璐. 成都理工大学, 2019(02)
- [10]基于碳纳米材料的电化学发光传感器在环境与生物分析中的应用[D]. 潘常刚. 江苏大学, 2019(02)