一、含酚廢水的超聲降解研究進(jìn)展（論文文獻(xiàn)綜述）
申子瑞[1]（2021）在《熱、堿熱、Fe（Ⅱ）/熱激活過(guò)硫酸鈉降解水中苯酚的對(duì)比研究》文中研究說(shuō)明酚類化合物是一種重要的化工原料,對(duì)人體和生態(tài)系統(tǒng)的毒害很大,隨著工業(yè)的快速發(fā)展,導(dǎo)致大量含酚廢水的產(chǎn)生,有必要找到高效去除廢水中酚類污染物的方法。過(guò)硫酸鹽(S2O82-)具有溶解性高、穩(wěn)定性好等優(yōu)點(diǎn),可通過(guò)熱、堿和過(guò)渡金屬離子等方式激發(fā)產(chǎn)生氧化性更強(qiáng)的自由基,從而更好地氧化降解有機(jī)污染物,被廣泛應(yīng)用于廢水治理。熱活化是一種高效的過(guò)硫酸鹽活化方式,大多數(shù)情況下升高溫度可以加速反應(yīng)進(jìn)程;此外,兩種或者多種方式聯(lián)合活化過(guò)硫酸鹽能夠產(chǎn)生更多的活性自由基,從而加速反應(yīng)進(jìn)行。本論文選用酚類化合物中毒性最高的苯酚為目標(biāo)污染物,分別研究了熱活化、堿熱聯(lián)合、Fe（Ⅱ）/熱聯(lián)合活化過(guò)硫酸鈉（PS）對(duì)水溶液中苯酚的降解效果。1.采用傳統(tǒng)的熱活化PS降解水相中苯酚,結(jié)果表明熱活化PS體系中苯酚的降解速率隨反應(yīng)溫度（20℃～60℃）、PS濃度（10 mmol/L～50 mmol/L）的升高而增加;熱活化PS體系中苯酚的降解速率隨pH（pH=3～13）的上升呈現(xiàn)先增加再減少而后又增加的變化趨勢(shì);對(duì)不同pH條件下活性自由基進(jìn)行鑒定,確定在pH=5～11范圍內(nèi)體系中的硫酸根自由基（SO4-·）和羥基自由基（·OH）均對(duì)苯酚降解起到了重要作用,而在pH=13體系中SO4-·、·OH作用減弱,體系中存在超氧自由基（O2-·）,并且該條件下酚類化合物能夠還原過(guò)硫酸鈉共同提高苯酚的降解率。水體中腐殖酸會(huì)抑制苯酚降解。2.采用堿熱聯(lián)合活化PS降解水相中苯酚,結(jié)果表明堿熱聯(lián)合活化PS對(duì)苯酚的降解效果優(yōu)于單一堿活化或熱活化。反應(yīng)80 min后,堿熱聯(lián)合活化PS對(duì)苯酚的去除率可達(dá)98.59%,與單一堿活化和熱活化相比,去除率分別提高了82.15%和47.23%;苯酚的降解速率隨PS濃度（10 mmol/L～50 mmol/L）、Na OH濃度（0.1mol/L～1.5 mol/L）、反應(yīng)溫度（20℃～60℃）的升高而增加;苯酚的降解同樣因腐殖酸的存在而受到抑制。3.采用Fe（Ⅱ）/熱聯(lián)合活化PS降解水相中苯酚,結(jié)果表明PS與Fe2+的最佳摩爾比為1:1,苯酚降解率隨PS與Fe2+濃度的增加而增加。PS與Fe2+投加量為5 mmol/L時(shí),反應(yīng)90 min,苯酚降解率高達(dá)89.44%;升高溫度或降低pH值均有利于降解率提高;自由基淬滅實(shí)驗(yàn)和電子順磁共振（EPR）實(shí)驗(yàn)確定了體系中存在的活性自由基為SO4-·和·OH;腐殖酸加入對(duì)苯酚的去除有一定的促進(jìn)作用;Fe（Ⅱ）/熱聯(lián)合活化PS降解苯酚的效果優(yōu)于堿熱聯(lián)合活化,反應(yīng)40 min后,Fe（Ⅱ）/熱聯(lián)合活化PS體系對(duì)苯酚的去除率可達(dá)94.57%,與堿熱聯(lián)合活化PS相比,去除率高15.47%。
王詩(shī)雨[2]（2021）在《生物質(zhì)復(fù)合催化劑的制備及其光催化性能研究》文中研究表明開(kāi)發(fā)與利用生物質(zhì)資源,可有效解決能源危機(jī)和環(huán)境問(wèn)題。本文以微晶纖維素（MCC）為原料,采用硫酸水解法制備了納米微晶纖維素（NCC）,以得率、粒徑分布、電位值為評(píng)價(jià)目標(biāo)優(yōu)化了酸解過(guò)程的反應(yīng)條件。得出硫酸法制備NCC的最佳制備工藝為:MCC:H2SO4=1:15,硫酸濃度為58 wt%,反應(yīng)時(shí)間為90 min,反應(yīng)溫度為50℃,此條件下NCC得率為64.97%,電位絕對(duì)值為14.84 m V,平均粒徑為334.52 nm。NCC的結(jié)晶結(jié)構(gòu)為纖維素Ⅰ型。采用Hummers法制備氧化石墨烯（GO）,制備NCC-GO和NCC-r GO復(fù)合材料。此外,以NCC為基材,采用一步水熱法及冷凍干燥手段,逐步進(jìn)行了Ti O2/NCC、N-Ti O2/NCC、N-Ti O2/NCC-r GO復(fù)合材料的制備,并以苯酚為目標(biāo)污染物進(jìn)行光催化性能考察。在篩選苯酚溶液降解反應(yīng)條件的基礎(chǔ)上,進(jìn)行了復(fù)合材料的結(jié)構(gòu)表征及性能研究,結(jié)果表明:降解過(guò)程中的溫度、光照強(qiáng)度、燈帶功率等均會(huì)對(duì)反應(yīng)結(jié)果產(chǎn)生較大影響,在藍(lán)光光照180 min,0.1 g催化劑加量,0.025 g/L苯酚初始濃度的反應(yīng)條件下可達(dá)到最佳的反應(yīng)性能;生物質(zhì)復(fù)合材料的制備對(duì)Ti O2的晶型結(jié)構(gòu)未產(chǎn)生影響,仍以結(jié)晶度較高的銳鈦礦型存在,且較Ti O2的可見(jiàn)光催化性能有較大提高;Ti O2/NCC 0.5可達(dá)到37.82%的苯酚降解率;N 0.6-Ti O2/NCC可達(dá)到55.43%的降解率;N-Ti O2/NCC-r GO0.05可達(dá)到77.3%的降解率;N-Ti O2/NCC-r GO的禁帶寬度為2.91e V,吸收邊帶為444nm。為了進(jìn)一步研究Cu2+的負(fù)載對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)及性能的影響,采用浸漬法和水熱法兩種負(fù)載方法制備了Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO和Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO,XRD表征前者為離子型負(fù)載,后者有單質(zhì)銅及Cu2O的生成。Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO和Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO的禁帶寬度分別為2.80 e V和2.89 e V,吸收邊帶分別為482 nm和459nm?？疾炝素?fù)載量對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)和性能的影響,10%Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO的比表面積為87.42 m2·g-1,孔容為0.37 cm3·g-1,平均孔徑為13.83 nm;Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO的降解率最高可達(dá)78.91%,Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO的降解率最高可達(dá)75.08%,降解率與負(fù)載前相差不大,但Cu2+的負(fù)載大大縮短了反應(yīng)時(shí)間。
孫凱龍[3]（2021）在《二維鹵氧化鉍光催化劑的可控制備及其酚類污染物降解性能研究》文中研究指明陜北地區(qū)煤炭資源豐富,依托煤資源發(fā)展的蘭炭等產(chǎn)業(yè)更是成為了陜北地區(qū)經(jīng)濟(jì)的支柱型產(chǎn)業(yè),而該過(guò)程產(chǎn)生的含酚廢水因有毒有害成分多、濃度大對(duì)淡水資源安全性造成威脅。相比傳統(tǒng)的酚類廢水處理方法,光催化氧化技術(shù)具有低成本、反應(yīng)條件溫和以及反應(yīng)相對(duì)徹底等優(yōu)點(diǎn),通過(guò)光催化技術(shù)實(shí)現(xiàn)對(duì)廢水中有害酚類物質(zhì)的降解去除成為環(huán)境與催化領(lǐng)域的熱點(diǎn)課題。本論文主要通過(guò)可控制備二維鹵氧化鉍基光催化劑,對(duì)模擬含酚廢水進(jìn)行降解處理。采用組分調(diào)控、過(guò)渡金屬磷化物（TMPs）負(fù)載、氧空位修飾等改性手段強(qiáng)化鹵氧化鉍基材料的催化活性;結(jié)合表面光譜技術(shù)、光電化學(xué)技術(shù)和實(shí)驗(yàn)測(cè)試等手段,揭示改性體系的多效協(xié)同活性增強(qiáng)機(jī)制和催化反應(yīng)機(jī)理。具體研究?jī)?nèi)容如下:（1）基于鹵氧化鉍鹵素種類和化學(xué)計(jì)量比的組分調(diào)控策略,制備了具有相同二維納米片結(jié)構(gòu)的Bi OCl、Bi OBr、Bi OI、Bi4O5Br2、Bi24O31Br10和Bi3O4Br光催化劑。結(jié)果表明,催化劑化學(xué)組成可以顯著影響鹵氧化鉍材料的吸光范圍、氧化還原電勢(shì)及電荷分離特性,進(jìn)而影響其光催化活性。其中,Bi4O5Br2和Bi3O4Br由于具有相對(duì)較窄的禁帶寬度、較高的氧化能力和良好的電荷分離性能,表現(xiàn)出更優(yōu)的可見(jiàn)光催化降解雙酚A性能。（2）采用液相組裝法制備得到系列不同濃度的TMPs/Bi4O5Br2（TMPs:Ni2P,Co2P,Ni Co P）復(fù)合光催化材料,可有效增強(qiáng)催化劑對(duì)雙酚A、苯酚、對(duì)硝基苯酚等含酚廢水的氧化降解效率。其中,15%Ni Co P/Bi4O5Br2復(fù)合樣在可見(jiàn)光下反應(yīng)60 min可實(shí)現(xiàn)對(duì)雙酚A 86.1%的降解率,其反應(yīng)速率較Bi4O5Br2提高了3.11倍。研究發(fā)現(xiàn),TMPs的負(fù)載可顯著增強(qiáng)催化劑的光吸收和電荷分離效率;此外,通過(guò)捕獲實(shí)驗(yàn)、ESR測(cè)試和NBT降解實(shí)驗(yàn)證明單體Bi4O5Br2在反應(yīng)中的主要活性物種是光生空穴（h+）,而TMPs/Bi4O5Br2復(fù)合體系的活性物種為h+和超氧自由基（·O2-）,且濃度較之單體明顯增大;結(jié)合能帶結(jié)構(gòu)和XPS電荷轉(zhuǎn)移分析表明TMPs/Bi4O5Br2具有Z型電荷傳輸機(jī)制。因此,利用TMPs的多功能促進(jìn)作用:拓寬光利用范圍、增強(qiáng)光生電荷分離利用效率、提高氧化活性物種濃度,可實(shí)現(xiàn)光催化劑反應(yīng)活性的有效增強(qiáng)。（3）為強(qiáng)化含酚廢水有氧氧化降解過(guò)程中氧氣的活化和利用效率,采用水熱法并利用丙三醇（GLY）和聚乙烯吡咯烷酮（PVP）作為表面活性劑,制備出含不同氧空位（OVs）濃度的Bi3O4Br-OVs光催化劑,并進(jìn)一步負(fù)載過(guò)渡金屬磷化物得到Ni2P/Bi3O4Br-OVs復(fù)合體系,利用Ni2P與氧空位的協(xié)同效應(yīng)增強(qiáng)材料的光催化活性。其主要作用機(jī)制如下:（1）氧空位的引入可減小Bi3O4Br的帶隙能,Ni2P拓寬了復(fù)合材料的光譜響應(yīng)范圍,二者的協(xié)同作用使復(fù)合催化劑對(duì)可見(jiàn)光的吸收利用率提高;（2）氧空位的缺陷能級(jí)可作為電子捕獲中心有效抑制光生電荷復(fù)合,而Ni2P/Bi3O4Br-OVs復(fù)合體系形成的Z型電荷傳輸機(jī)制更有利于促進(jìn)體系電荷分離,從而提高催化劑光生電子和空穴的利用效率;（3）氧空位和Ni2P均可作為氧氣活化位點(diǎn),形成“雙路徑”·O2-生成,結(jié)合Z型電荷分離機(jī)制,極大促進(jìn)·O2-和h+氧化活性物種濃度,協(xié)同增強(qiáng)催化劑對(duì)酚類污染物的可見(jiàn)光降解效率。
王玉軍[4]（2021）在《含酚廢水協(xié)同萃取劑的篩選與脫酚工藝優(yōu)化控制的研究》文中進(jìn)行了進(jìn)一步梳理隨著中國(guó)能源安全問(wèn)題的日趨重要,清潔生產(chǎn)成為社會(huì)發(fā)展的需要,目前新型化工產(chǎn)業(yè)開(kāi)始傾向生產(chǎn)潔凈能源。但是化學(xué)工業(yè)產(chǎn)生的含酚廢水雜質(zhì)含量大、組成成分復(fù)雜,有機(jī)物含量和化學(xué)需氧量高、生化性能差,不達(dá)標(biāo)排放會(huì)破壞環(huán)境和危害人類健康。含酚廢水中包括大量的揮發(fā)性單元酚和不揮發(fā)多元酚,這些物質(zhì)的降解與回收不易。針對(duì)多元酚脫除率低的問(wèn)題,本文對(duì)煤氣化廢水中酚類物質(zhì)的脫除展開(kāi)了萃取劑篩選、流程模擬、動(dòng)態(tài)控制一體化的廢水脫酚處理工藝的研究。首先,運(yùn)用分子模擬的方法計(jì)算單一萃取劑與酚的相互作用。采用Gaussian軟件分別計(jì)算了甲基異丁基酮（MIBK）、甲基丙基酮（MPK）、甲基異丙基酮（MIPK）、甲基戊烯酮、正丁醇、仲丁醇、正戊醇、異戊醇與酚的相互作用能,通過(guò)構(gòu)型優(yōu)化、頻率分析、原子拓?fù)浞治觯ˋIM）、自然鍵軌道（NBO）分析,解析萃取的本質(zhì)和機(jī)理,篩選出新型的酮類萃取劑和輔助萃取劑。結(jié)果表明甲基戊烯酮與苯酚、鄰苯二酚的作用力最大為-45.86 k J·mol-1、-35.96 k J·mol-1,MPK次之。正戊醇與苯酚相互作用能最大,為-29.67 k J·mol-1。萃取機(jī)理結(jié)果表明萃取劑與酚之間主要以氫鍵形式結(jié)合,靜電作用、氫鍵強(qiáng)度和穩(wěn)定化能大小為甲基戊烯酮>MPK>MIPK>MIBK。通過(guò)分子模擬的方法進(jìn)行協(xié)同萃取劑與酚的相互作用計(jì)算與分析。采用Gaussian軟件計(jì)算了MIBK、MPK、MIPK、甲基戊烯酮分別和正戊醇作為協(xié)同萃取劑與酚類、水的相互作用,進(jìn)行了非共價(jià)鍵作用（NCI）的分析,研究了協(xié)同萃取機(jī)理,確定最佳協(xié)同萃取溶劑。結(jié)果表明甲基戊烯酮+正戊醇與苯酚、鄰苯二酚的相互作用能最大,分別為-46.13 k J·mol-1、-43.13 k J·mol-1,并且與水相互作用能差值的絕對(duì)值最大,為-14.30 k J·mol-1、-11.30 k J·mol-1。萃取機(jī)理分析結(jié)果表明酮分子的O和酚分子的-OH以及酚的O和正戊醇的-OH以氫鍵形式結(jié)合,氫鍵作用來(lái)自O(shè)的第二孤對(duì)電子與O-H反鍵σ軌道之間,協(xié)同萃取劑的靜電作用、氫鍵強(qiáng)度、穩(wěn)定化能高于單一萃取劑。結(jié)果預(yù)測(cè)甲基戊烯酮+正戊醇在保證單元酚的萃取基礎(chǔ)之上提高多元酚的萃取效果。建立了甲基戊烯酮和正戊醇協(xié)同萃取脫酚工藝流程,采用Aspen Plus對(duì)全流程進(jìn)行了模擬優(yōu)化,驗(yàn)證了萃取劑性能。并以年度總費(fèi)用（TAC）為目標(biāo)確定了流程的最優(yōu)參數(shù)。萃取塔模擬結(jié)果表明甲基戊烯酮與正戊醇的配比為6:4,相比為1:12.92,萃取級(jí)數(shù)為4。以TAC為目標(biāo)對(duì)溶劑回收塔、汽提塔進(jìn)行參數(shù)優(yōu)化后TAC最小為1953（1000$/year）,模擬結(jié)果顯示苯酚、鄰苯二酚的脫除率分別達(dá)到了99.95%、97.97%,總酚濃度由6499 mg/L降到了56 mg/L。相同萃取劑用量下,協(xié)同萃取劑與甲基戊烯酮單一萃取劑相比鄰苯二酚的脫除率提高了16.71%,與正戊醇單一萃取劑相比鄰苯二酚的脫除率提高了28.65%。此外,協(xié)同萃取時(shí)補(bǔ)加的新鮮萃取劑用量?jī)H為0.95 kg/h,具有萃取劑用量少的優(yōu)勢(shì)。最后,采用Aspen dynamics對(duì)協(xié)同萃取脫酚流程進(jìn)行了動(dòng)態(tài)控制分析,考察了在±10%進(jìn)料流量和±5%組成擾動(dòng)下動(dòng)態(tài)控制效果,結(jié)果表明采用的基礎(chǔ)控制方案可使干擾下的過(guò)程運(yùn)行能夠較快恢復(fù)穩(wěn)定值,控制器表現(xiàn)出了良好的抗干擾性,控制方案有效,萃取脫酚工藝的裝置能夠安全、平穩(wěn)的運(yùn)行。
姜北[5]（2020）在《生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理含酚廢水效能及機(jī)制研究》文中研究說(shuō)明遼寧某鋼廠焦化廢水處理工藝的膜生物反應(yīng)器（MBR）出水COD較高且不穩(wěn)定,嚴(yán)重影響了后續(xù)的廢水深度處理效果,增加了企業(yè)的環(huán)保設(shè)施改造和運(yùn)行成本,主要是難降解有機(jī)物引發(fā)的含酚廢水處理效能降低和膜污染加劇。近年來(lái),電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器（Electric field attached MBR,EMBR）在減緩膜污染和提升廢水處理效率方面顯示出潛在優(yōu)勢(shì),另外生物炭因具有吸附解吸、催化氧化、電子交換能力等,在廢水處理領(lǐng)域具有巨大的應(yīng)用前景。針對(duì)含酚廢水處理領(lǐng)域存在的實(shí)際工程問(wèn)題,本文開(kāi)發(fā)出了一種新型生物炭-EMBR組合系統(tǒng),優(yōu)化了其用于處理含酚廢水的電場(chǎng)強(qiáng)度和生物炭添加量等關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù),分析了組合系統(tǒng)中生物炭吸附、電催化和生物降解的協(xié)同作用,考察了關(guān)鍵酶活性、混合液性質(zhì)、膜表面特性及微生物群落結(jié)構(gòu)的變化規(guī)律,解析了其處理實(shí)際含酚廢水的強(qiáng)化機(jī)制和減緩膜污染機(jī)制。首先,對(duì)生物炭-EMBR組合系統(tǒng)的關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)電場(chǎng)強(qiáng)度和生物炭添加量進(jìn)行優(yōu)化,并分析了關(guān)鍵酶活性、ATP含量和膜污染情況,結(jié)果表明當(dāng)電場(chǎng)強(qiáng)度0.8 V/cm和生物炭添加量4 g/L時(shí),組合系統(tǒng)對(duì)苯酚降解效率可達(dá)到100%,其顯著大于生物炭吸附去除和單獨(dú)EMBR降解效率之和（4.21%+88.62%=92.83%）,主要?dú)w因于關(guān)鍵酶活性和ATP含量的增加。說(shuō)明組合系統(tǒng)中存在電催化降解、生物炭吸附、生物降解間的耦合協(xié)同作用。在最優(yōu)運(yùn)行條件下,考察了組合系統(tǒng)對(duì)高濃度苯酚廢水的處理效果及膜污染情況。結(jié)果表明,相比于傳統(tǒng)MBR,組合系統(tǒng)在8 h內(nèi)對(duì)2000 mg/L苯酚的降解效率可達(dá)98%,且跨膜壓差（TMP）平均增長(zhǎng)率降低53.33%,說(shuō)明組合系統(tǒng)具有高效苯酚廢水降解效能并顯著減緩膜污染。在此基礎(chǔ)上,針對(duì)實(shí)際含酚廢水毒性大和難降解的特性,將組合系統(tǒng)應(yīng)用于實(shí)際含酚廢水處理并考察了實(shí)際含酚廢水處理效果和膜污染減緩情況。結(jié)果表明,與傳統(tǒng)MBR相比,組合系統(tǒng)中苯酚、鄰甲酚、間甲酚、對(duì)甲酚和COD降解效率分別提高了22.24%、31.16%、19.62%、20.16%和32.94%,且TMP平均增長(zhǎng)率降低了54.67%。利用高通量測(cè)序分析組合系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)動(dòng)態(tài)變化,分析表明,與傳統(tǒng)MBR相比,組合系統(tǒng)中微生物豐富度提高、多樣性和均勻性降低,酚類降解優(yōu)勢(shì)菌Pseudomonas、Sphingobium和Stenotrophomonas的相對(duì)豐度分別提高了14.22%、5.9%和2.75%。具有多糖類降解功能的優(yōu)勢(shì)菌Phaselicystis和Brevundimonas相對(duì)豐度分別提高了2.22%和0.41%。參與生物膜形成的優(yōu)勢(shì)菌Acinetobacter的相對(duì)豐度降低了7.49%。通過(guò)考察組合系統(tǒng)混合液中活性污泥特性、H2O2含量變化及溶解性微生物代謝產(chǎn)物（SMP）和胞外聚合物（EPS）的消減規(guī)律,分析了混合液性質(zhì)變化對(duì)膜污染減緩的機(jī)制。結(jié)果表明,與傳統(tǒng)MBR相比,組合系統(tǒng)中MLSS升高、SVI降低、污泥粘度降低、污泥粒徑增大,有效改善了活性污泥特性。Zeta電位絕對(duì)值顯著升高,增強(qiáng)了膜污染物與陰極膜間的靜電斥力,且H2O2平均產(chǎn)量為0.33 mg/L,可原位去除膜污染物（傳統(tǒng)MBR未產(chǎn)生H2O2）。同時(shí),與傳統(tǒng)MBR相比,SMP和EPS含量顯著消減,其中SMP的蛋白（PN）和多糖（PS）含量及PN/PS分別下降了60.83%、40.23%和35.84%,EPS的PN和PS含量及PN/PS分別下降了32.80%、23.74%和10.34%。利用三維熒光光譜（3D-EEM）和紅外光譜（FTIR）分析了SMP和EPS的熒光組分和官能團(tuán)的變化,結(jié)果表明SMP和EPS中的色氨酸蛋白類和腐殖酸類熒光強(qiáng)度顯著降低,且與蛋白、多糖、脂類、核酸以及芳香類化合物等相關(guān)的官能團(tuán)伸縮振動(dòng)峰比傳統(tǒng)MBR有所減弱。對(duì)膜表面Zeta電位絕對(duì)值、泥餅層重量和EPS消減規(guī)律的分析表明,與傳統(tǒng)MBR相比,膜污染物與陰極膜間的靜電斥力增強(qiáng),泥餅層重量減輕且EPS的PN和PS含量及PN/PS分別下降了45.35%、23.94%和28.33%。同時(shí),利用高通量測(cè)序分析膜表面的微生物群落動(dòng)態(tài)變化。結(jié)果表明,組合系統(tǒng)中膜表面的微生物豐富度提高、多樣性和均勻性降低,群落結(jié)構(gòu)比傳統(tǒng)MBR更加穩(wěn)定。相比于傳統(tǒng)MBR而言,組合系統(tǒng)膜表面上具有酚類降解功能的優(yōu)勢(shì)菌Pseudomonas、Comamonas、Simplicispira、Acidovorax相對(duì)豐度分別提高了9.78%、1.99%、0.88%和0.33%。產(chǎn)生EPS、參與生物膜形成的優(yōu)勢(shì)菌Luteococcus、Taibaiella、Acinetobacter相對(duì)豐度分別下降了2.31%、2.40%、8.74%。
劉密雨[6]（2020）在《基于片狀Bi2WO6的改性設(shè)計(jì)及其光降解酚類廢水的研究》文中研究表明隨著社會(huì)的高速發(fā)展,環(huán)境污染問(wèn)題和能源短缺問(wèn)題接踵而至,人們迫切尋求一種既能節(jié)省能源又能夠有效解決環(huán)境污染問(wèn)題的方法。與傳統(tǒng)的解決環(huán)境污染問(wèn)題的技術(shù)相比,光催化技術(shù)是一種借助于自然界中豐富的太陽(yáng)能來(lái)解決污染問(wèn)題的綠色技術(shù)。在眾多光催化劑中,Bi2WO6因其光催化效率高,穩(wěn)定性好且無(wú)毒的性質(zhì)引起研究者們的廣泛關(guān)注。在本文中以Bi2WO6為基礎(chǔ),研究Bi2WO6的半導(dǎo)體負(fù)載改性方法對(duì)光降解酚類污染物廢水的影響,討論了改性光催化劑對(duì)于降解酚類污染物的光催化作用機(jī)制。通過(guò)構(gòu)建不同類型的Z型異質(zhì)結(jié)方案達(dá)到抑制光催化劑的光生電子和空穴復(fù)合的目的,提高催化劑的光催化性能。具體研究?jī)?nèi)容如下:（1）以Bi2WO6為基體,通過(guò)水熱法和浸漬煅燒法合成CuO/CNT/Bi2WO6,研究CuO和Bi2WO6比例不同時(shí)對(duì)酚的光降解性能的影響,結(jié)果得出3%CuO/CNT/Bi2WO6對(duì)酚的降解效果最好。通過(guò)對(duì)材料的微觀形貌,光學(xué)特性及光催化機(jī)制進(jìn)行分析,結(jié)果表明摻雜CuO和CNT后Bi2WO6的光吸收范圍變廣。碳納米管連接兩半導(dǎo)體形成的夾層結(jié)構(gòu)可以構(gòu)成介導(dǎo)的Z型異質(zhì)結(jié),這種結(jié)構(gòu)降低了光生電子和空穴的復(fù)合率,使Bi2WO6的光生空穴更易于發(fā)揮作用。在H2O2的協(xié)同作用下CuO/CNT/Bi2WO6降解苯酚可達(dá)到93%。（2）以Bi2WO6為基體,通過(guò)水熱法和煅燒法結(jié)合制備出多孔片狀ZnO/Bi2WO6,測(cè)試不同質(zhì)量比的催化劑對(duì)酚類降解性能的影響,通過(guò)比較降解率得出結(jié)論質(zhì)量比為（1:1）ZnO/Bi2WO6對(duì)苯酚的降解率可以達(dá)到99.3%。本文研究了催化劑的形貌,光學(xué)性質(zhì)和元素之間的相互作用,可以得出結(jié)論ZnO和Bi2WO6之間通過(guò)Zn-O-W鍵結(jié)合形成Z型異質(zhì)結(jié)結(jié)構(gòu),保留了ZnO的導(dǎo)帶電位和Bi2WO6的價(jià)帶空穴。其中ZnO/Bi2WO6大片狀結(jié)構(gòu)暴露了更多的活性位點(diǎn)并且縮短了光生空穴和電子的傳輸路徑,使光生空穴和電子更有效的參與氧化還原反應(yīng)。（3）以Bi2WO6為基體,通過(guò)兩步煅燒法和水熱法結(jié)合合成不同摩爾比的ZnTiO3/Bi2WO6光催化劑。通過(guò)研究其形貌及元素相互作用,可以看出ZnTiO3/Bi2WO6是由許多團(tuán)簇狀小片附著在四方大片上構(gòu)成的結(jié)構(gòu),這種緊密結(jié)合的結(jié)構(gòu)可以形成一個(gè)個(gè)小的異質(zhì)結(jié)有效地分離光生載流子。通過(guò)改變加入的ZnTiO3摩爾比的不同來(lái)測(cè)試降解苯酚的最佳比例,摩爾比為（1.5:1）性。通過(guò)猝滅劑實(shí)驗(yàn)推理得出ZnTiO3/Bi2WO6的光催化降解機(jī)理為Z型異質(zhì)結(jié)機(jī)理。本研究致力于以Bi2WO6為基底進(jìn)行半導(dǎo)體的改性以構(gòu)成Z型異質(zhì)結(jié)提升其光催化氧化還原能力,并進(jìn)一步揭示了光催化劑的形貌,能帶結(jié)構(gòu)對(duì)光催化降解酚類廢水的影響,為治理環(huán)境污染和有效利用能源提供了可行性方案。
徐婷婷[7]（2020）在《綠色納米鐵/H2O2的類芬頓法降解間甲酚和雙酚A》文中提出隨著現(xiàn)代工業(yè)的高速發(fā)展,酚類有機(jī)物不可避免地被大量排放到水環(huán)境中已成為最嚴(yán)重的污染源之一。雙酚A（BPA）等內(nèi)分泌干擾物（EDC）作為新一代環(huán)境污染物,可能會(huì)干擾激素和穩(wěn)態(tài)功能,從而對(duì)人體內(nèi)分泌系統(tǒng)造成不利影響。高級(jí)氧化法廣泛用于廢水中難降解有機(jī)物的去除,其中芬頓法是應(yīng)用最廣泛,最有效的方法之一。但傳統(tǒng)芬頓法p H適用范圍窄（p H2-5）、產(chǎn)生鐵泥量大等缺點(diǎn),使其應(yīng)用受到限制。近些年,采用非均相類芬頓技術(shù)替代Fe2+鹽作為催化劑,因而受到關(guān)注。其中納米鐵特別是零價(jià)鐵材料,由于其較高的反應(yīng)活性被廣泛的應(yīng)用于水體污染修復(fù)領(lǐng)域。利用葡萄籽提取液合成綠色納米鐵顆粒（Fe-NPs）,作為類芬頓體系的催化劑,分別降解水中的間甲酚和BPA。并對(duì)其反應(yīng)前后的樣品進(jìn)行掃描電鏡（SEM）、傅里葉紅外光譜（FTIR）和X射線衍射（XRD）表征分析?？疾鞙囟取 H、間甲酚或BPA初始濃度、Fe-NPs和H2O2加入量對(duì)降解的影響,并研究其動(dòng)力學(xué)、熱力學(xué)和反應(yīng)機(jī)理。為進(jìn)一步提高降解效率,制備了鐵鈰雙金屬納米顆粒（Fe/Ce-NPs）,并對(duì)其降解BPA進(jìn)行研究。SEM顯示,制備的Fe-NPs大小分布均勻,粒徑約為50-100 nm。反應(yīng)前近球狀的Fe-NPs較少粘連,反應(yīng)后腐蝕聚集。FTIR和XRD圖譜表明,Fe-NPs的結(jié)構(gòu)可能是以Fe0為核心,鐵（氫）氧化物包裹的核殼,顆粒表面覆蓋的有機(jī)物可以起到分散和穩(wěn)定的作用,使得Fe-NPs保持良好的反應(yīng)活性。采用綠色Fe-NPs/H2O2的非均相類芬頓法降解間甲酚,溶液初始p H（6.51）、Fe-NPs加入量0.30 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反應(yīng)溫度308.15 K、間甲酚初始濃度100 mg/L、反應(yīng)90 min,間甲酚的降解率達(dá)到95.75%。偽一級(jí)（R12=0.9893-0.9954）和偽二級(jí)（R22=0.9264-0.9974）動(dòng)力學(xué)模型均能有效擬合間甲酚的降解過(guò)程,表明綠色Fe-NPs/H2O2降解間甲酚包括快速的吸附和同時(shí)發(fā)生的氧化降解過(guò)程。降解活化能為108.26 k J/mol,是一個(gè)表面控制的反應(yīng)。熱力學(xué)分析表明間甲酚的類芬頓降解是個(gè)自發(fā)過(guò)程,溫度升高對(duì)吸附有利。標(biāo)準(zhǔn)熵變均為正值,溶液界面的自由度增加。采用綠色Fe-NPs/H2O2的非均相類芬頓法降解BPA,溶液初始p H（6.90）、Fe-NPs加入量0.30 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反應(yīng)溫度308.15 K,BPA初始濃度25 mg/L、反應(yīng)150 min,BPA的降解率達(dá)到96.39%。偽一級(jí)（R12=0.9959-0.9994）和偽二級(jí)（R22=0.9255-0.9959）動(dòng)力學(xué)模型均能有效擬合BPA的降解過(guò)程,表明Fe-NPs/H2O2降解BPA包括快速的吸附和同時(shí)發(fā)生的氧化降解過(guò)程。降解的活化能為128.77 k J/mol,是一個(gè)表面控制的反應(yīng)。熱力學(xué)分析表明BPA的類芬頓降解是個(gè)自發(fā)過(guò)程,溫度升高對(duì)吸附有利。標(biāo)準(zhǔn)熵變均為正值,溶液界面的自由度增加。利用液相色譜/質(zhì)譜（LC/MS）聯(lián)用技術(shù)檢測(cè)到BPA降解過(guò)程中的10種主要中間產(chǎn)物,并提出了兩種可能的降解途徑。采用Fe/Ce-NPs/H2O2的非均相類芬頓法降解BPA,利用稀土金屬鈰對(duì)Fe-NPs改性,綜合考慮經(jīng)濟(jì)性和降解效率后鐵鈰摩爾比例選為6:1。溶液初始p H（6.90）、Fe/Ce-NPs加入量0.43 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反應(yīng)溫度308.15K,BPA初始濃度25 mg/L、反應(yīng)90 min,BPA的降解率達(dá)到97.90%。與上個(gè)實(shí)驗(yàn)相比反應(yīng)時(shí)間縮短了60 min,降解效率也有所提高。偽一級(jí)（R12=0.9906-0.9989）和偽二級(jí)（R12=0.9446-0.9937）動(dòng)力學(xué)模型均能有效擬合BPA的降解過(guò)程,表明Fe/Ce-NPs/H2O2降解BPA包括快速的吸附和同時(shí)發(fā)生的氧化降解過(guò)程。降解的活化能為89.23 k J/mol,是一個(gè)表面控制的反應(yīng)?；罨芙档土?9.54 k J/mol,反應(yīng)更易發(fā)生。熱力學(xué)分析表明Fe/Ce-NPs對(duì)BPA的降解是個(gè)自發(fā)過(guò)程,溫度升高對(duì)吸附有利。標(biāo)準(zhǔn)焓變的計(jì)算值為182.20k J/mol,是吸熱反應(yīng)。降解過(guò)程中熵增加,使溶液界面的自由度增加。本研究中制備的綠色Fe-NPs和Fe/Ce-NPs在p H為3.00～11.00較寬的范圍內(nèi),間甲酚和BPA都保持80%以上去除效率,拓寬了類芬頓處理含酚廢水中的p H范圍。
李龍祥[8]（2021）在《篩板萃取塔預(yù)處理含苯酚廢水的流體力學(xué)與傳質(zhì)特性研究》文中指出高濃度含酚廢水毒性大、難降解、工業(yè)排放量大、處理難度高,目前主要采用先溶劑萃取預(yù)處理,后續(xù)再進(jìn)一步生化處理的方法。工業(yè)含酚廢水萃取脫酚裝置主要使用篩板萃取塔。其具有結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單,占地面積小,生產(chǎn)能力大等優(yōu)點(diǎn)。但篩板萃取塔內(nèi)液液兩相流動(dòng)和傳質(zhì)過(guò)程十分復(fù)雜,缺乏可靠的數(shù)學(xué)模型對(duì)篩板萃取塔進(jìn)行設(shè)計(jì)和工業(yè)放大,且操作全憑經(jīng)驗(yàn)。本文在萃取塔中引入了脈沖來(lái)提高液液相間傳質(zhì)性能,系統(tǒng)研究了兩相流速、脈沖強(qiáng)度等操作條件對(duì)塔內(nèi)苯酚萃取過(guò)程中兩相流體力學(xué)行為、相際間傳質(zhì)性能的影響規(guī)律。以期為萃取塔的操作優(yōu)化、設(shè)計(jì)與放大、含酚廢水處理單元的升級(jí)改造提供理論依據(jù)與數(shù)據(jù)支持。主要結(jié)論如下:（1）通過(guò)溶劑萃取實(shí)驗(yàn)對(duì)廢水中的苯酚進(jìn)行萃取分離,系統(tǒng)考察了含酚廢水的溫度、pH值、萃取劑種類、萃取劑濃度對(duì)苯酚萃取效果的影響,探究了 pH值對(duì)分相時(shí)間的影響及不同萃取劑的萃取飽和容量。確定了苯酚最佳萃取體系為:常壓常溫（25℃）下,以20vol%TBP+80vol%煤油作為萃取油相,控制含苯酚廢水（水相）的初始pH值在3～5之間。通過(guò)改變油水萃取相比,獲取苯酚在兩相中的平衡濃度數(shù)據(jù),建立了該萃取體系條件下苯酚萃取熱力學(xué)模型。（2）采用最佳萃取體系研究了萃取塔萃取苯酚過(guò)程中的兩相流體力學(xué)。以20vol%TBP+80vol%煤油（油相）作為分散相,含苯酚廢水（水相）作為連續(xù)相進(jìn)行實(shí)驗(yàn),結(jié)果發(fā)現(xiàn):分散相持液量xd隨兩相流速的增加而增大,分散相流速對(duì)xd的影響大于連續(xù)相流速;xd隨脈沖強(qiáng)度的增大,先減小后增大,進(jìn)一步建立了xd的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為7.61%?；扑俣萔slip隨分散相流速的增加而增加,隨連續(xù)相流速的增加略有減小;Vslip隨脈沖強(qiáng)度的增加,先增大后減小,建立了Vslip的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為3.40%。特征速度V0隨脈沖強(qiáng)度的增大,先增大后減小,建立了V0的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為2.58%。兩相流速對(duì)液滴平均直徑d32無(wú)明顯影響,d32隨脈沖強(qiáng)度的增大逐漸減小,建立了d32的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為4.66%。兩相流速對(duì)液滴直徑分布無(wú)明顯影響;隨著脈沖強(qiáng)度的增大,液滴直徑分布逐漸變窄,波峰趨于單一且向直徑較小區(qū)域移動(dòng);采用Weibull函數(shù)可對(duì)該塔液滴直徑的累積概率分布進(jìn)行良好預(yù)測(cè)。建立了 Weibull函數(shù)中α和β兩個(gè)參數(shù)的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差分別為1.66%、10.87%。（3）采用最佳萃取體系研究了萃取塔內(nèi)苯酚在兩相間的傳質(zhì)規(guī)律。萃取進(jìn)行至20分鐘時(shí),塔內(nèi)兩相達(dá)到穩(wěn)定的萃取平衡狀態(tài)。無(wú)脈沖及有脈沖條件下,總傳質(zhì)系數(shù)koc均隨兩相流速的增加而降低;隨脈沖強(qiáng)度的增加,koc先增大后減小;建立了koc的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為7.49%。傳質(zhì)單元高度Hoc隨分散相流速的增加而減小,隨連續(xù)相流速的增加而增大;隨脈沖強(qiáng)度的增加,先增大后減小;隨著脈沖強(qiáng)度逐漸增大至0.0126m/s,傳質(zhì)單元高度Hoc的值逐漸減小,繼續(xù)增大脈沖強(qiáng)度,傳質(zhì)性能逐漸提高;進(jìn)一步建立了Hoc的預(yù)測(cè)模型,平均相對(duì)誤差為8.00%。苯酚萃取效率隨分散相流速的增加而增大,隨連續(xù)相流速的增加而減小;隨脈沖強(qiáng)度的增大,先減小后增大。在苯酚最佳萃取體系條件下,當(dāng)Af=0.02686m/s,連續(xù)相流速Vc=8.495×10-3m/s,分散相流速Vd=2.124×10-3m/s時(shí),萃取效率可達(dá)98.8%。
修語(yǔ)晨[9]（2020）在《光催化耦合微生物膜法處理含酚污染物研究》文中研究指明當(dāng)前由于科學(xué)技術(shù)和工業(yè)生產(chǎn)的飛速發(fā)展,工業(yè)或者生活廢水排入到水體環(huán)境中會(huì)造成污染,環(huán)境污染問(wèn)題形勢(shì)愈發(fā)嚴(yán)峻,其中含酚廢水為難降解有機(jī)污染物。而對(duì)于傳統(tǒng)的水處理方法已經(jīng)不能高效便捷的處理含酚廢水,比如光催化劑分散易脫離、利用效率低、不易回收等缺陷。所以,尋找出一種能有效方便的處理酚類污染物方法尤為重要。因此,對(duì)于以上問(wèn)題,本文提出一種新方法技術(shù)來(lái)處理含酚廢水,即光催化耦合微生物膜法。此方法為將制備好的兩種光催化劑,即二氧化鈦光催化劑（Ti O2）和黑色二氧化鈦光催化劑（B-Ti O2）分別負(fù)載到預(yù)處理過(guò)的玻璃纖維布（GFC）上。再將負(fù)載了光催化劑的玻璃纖維布投入到微生物反應(yīng)池中,通過(guò)對(duì)微生物的培養(yǎng)和馴化,使一定量的微生物膜生長(zhǎng)在玻璃纖維布上。之后采用玉米秸稈為原料,通過(guò)高溫碳化制備了生物質(zhì)炭吸附劑,用于和B-Ti O2光催化劑一同負(fù)載在玻璃纖維布上,實(shí)現(xiàn)光催化耦合微生物膜加吸附劑的三項(xiàng)功能耦合體系,更加高效地處理含酚廢水。使兩種體系分別在光源為紫外光和可見(jiàn)光的條件下進(jìn)行降解,研究其降解效果的變化。這種新型工藝用于含酚廢水的處理表現(xiàn)出了良好效果,解決了上述傳統(tǒng)光催化處理含酚廢水的不足。對(duì)耦合體系進(jìn)行降解性能的分析,主要從以下兩個(gè)方面進(jìn)行實(shí)驗(yàn)結(jié)果的分析:（1）通過(guò)水熱法制備了片狀的白色Ti O2光催化劑。當(dāng)使用Ti O2/GFC耦合微生物體系時(shí),最佳光源選用紫外光、最佳有效深度為0.5 cm、最適宜的p H為7、最適宜載體量為30%。在最優(yōu)條件下的實(shí)驗(yàn)中,選用濃度為100 mg/L的苯酚和濃度為20 mg/L的2,4,6-三氯酚（2,4,6-TCP）為目標(biāo)污染物。以苯酚為污染物時(shí),反應(yīng)時(shí)間為5 h時(shí),降解率為77.74%,COD去除率為96.71%;以2,4,6-TCP為污染物時(shí),反應(yīng)時(shí)間為6 h時(shí),降解率為68.8%,COD去除率為79.45%。且進(jìn)行了循環(huán)穩(wěn)定性試驗(yàn)證明該體系可循環(huán)利用。并且提出了光催化耦合微生物機(jī)理與降解動(dòng)力學(xué)。（2）通過(guò)高溫煅燒制備了B-Ti O2光催化劑。將吸附劑和光催化劑同時(shí)粘結(jié)到玻璃纖維布上,并投入微生物反應(yīng)器,使其生長(zhǎng)微生物膜。本實(shí)驗(yàn)最適宜的p H為7、最優(yōu)載體量為30%、可見(jiàn)光為光源、最佳有效深度為0.5 cm。所降解的酚類污染物為20 mg/L和100 mg/L的苯酚時(shí),降解5 h后,降解率最高達(dá)到99.2%和95.7%。降解酚類污染物為20 mg/L的2,4,6-TCP時(shí),降解5 h后,降解率最高達(dá)到84.6%。并且經(jīng)過(guò)四次循環(huán)穩(wěn)定性實(shí)驗(yàn)后,光催化耦合微生物加吸附體系的對(duì)酚類污染物仍然有優(yōu)異的穩(wěn)定性,證明耦合體系對(duì)酚類污染物的降解有著協(xié)同作用,可循環(huán)利用,有效地節(jié)約了成本。并且之后提出了光催化耦合微生物機(jī)理與降解動(dòng)力學(xué)。
譚光州[10]（2019）在《磁場(chǎng)強(qiáng)化和催化劑改性對(duì)芬頓反應(yīng)處理含酚廢水的影響》文中提出隨著工業(yè)的快速發(fā)展,酚類物質(zhì)被廣泛應(yīng)用于各行各業(yè)。大量排放的含酚廢水會(huì)污染到各類淡水流域包括地下水等,威脅地球上生物的生存。由于酚類廢水可生化性差,目前多采用高級(jí)氧化方式。芬頓法是近年來(lái)廣泛采用的高級(jí)氧化技術(shù),具有氧化能力強(qiáng)、操作方便、反應(yīng)迅速、反應(yīng)條件溫和、反應(yīng)特性強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)。然而普通Fenton法存在催化劑利用率低、pH適用范圍窄、處理成本較高等問(wèn)題。據(jù)報(bào)道,磁場(chǎng)對(duì)自由基有明顯作用,磁強(qiáng)化芬頓反應(yīng)可以一定程度改善傳統(tǒng)芬頓法的缺陷;此外,表面經(jīng)過(guò)修飾改性的催化材料較未改性的催化劑有著更好的降解效果和穩(wěn)定性,可以推測(cè)在磁場(chǎng)強(qiáng)強(qiáng)化芬頓體系中采用改性催化材料能夠多層次提高體系對(duì)污染物的氧化能力。本課題以配制好的對(duì)苯二酚模擬廢水為目標(biāo)廢水,對(duì)三種傳統(tǒng)催化材料（FeSO4粉末、還原鐵粉、Fe3O4顆粒）進(jìn)行單變量因素實(shí)驗(yàn)、正交實(shí)驗(yàn)、磁化實(shí)驗(yàn),可以得出三個(gè)體系最佳反應(yīng)條件分別為:pH為3、H2O2投加量為1.0mL、FeSO4·7H2O投加量為100mg反應(yīng)時(shí)間為10min;pH為3、H2O2投加量為0.35mL、Fe單質(zhì)投加量為80mg、反應(yīng)時(shí)間為30min;pH為3、H2O2投加量為0.6mL、Fe3O4投加量為180mg、反應(yīng)時(shí)間為30min。三種催化劑最適磁感應(yīng)強(qiáng)度分別為20.92mT、20.92mT、12.53mT,磁場(chǎng)對(duì)Fe3O4的強(qiáng)化效果最明顯。制備納米Fe3O4顆粒并采用TMAH和EDTA對(duì)其進(jìn)行表面修飾,考察催化劑改性前后的效果以及穩(wěn)定性,并對(duì)實(shí)際廢水進(jìn)行應(yīng)用,可以知道納米Fe3O4經(jīng)過(guò)TMAH和EDTA共同修飾后,顆粒粒徑在10-15nm之間,團(tuán)聚現(xiàn)象減少,分散性提高;改性催化劑構(gòu)成的類Fenton體系的最佳條件參數(shù)為pH為3.5、改性催化劑投加量為150mg、H2O2投加量為0.5mL、反應(yīng)時(shí)間為30min;5種催化劑最佳磁感應(yīng)強(qiáng)度均為12.53mT,5#Fe3O4的磁場(chǎng)強(qiáng)化效果最好,經(jīng)過(guò)8次循環(huán)使用后,循環(huán)使用穩(wěn)定性最高;處理實(shí)際廢水時(shí)整體的去除效果次序規(guī)律是5#Fe3O4磁后>Fe3O4磁后>5#Fe3O4磁前≥1#Fe3O4>Fe3O4磁前,表明顆粒表面改性以及磁場(chǎng)強(qiáng)化實(shí)現(xiàn)了對(duì)該類芬頓體系的雙重強(qiáng)化效果,此外,5#Fe3O4加持磁場(chǎng)后使用6次后去除率仍在60%以上,循環(huán)使用穩(wěn)定性同樣是最高。采用5#改性催化劑構(gòu)成的磁強(qiáng)化芬頓體系突破了傳統(tǒng)的芬頓方法pH適用范圍窄、催化劑利用率低且無(wú)法回收等問(wèn)題的限制,為芬頓組合技術(shù)研究提供理論基礎(chǔ)和指導(dǎo)方向。
二、含酚廢水的超聲降解研究進(jìn)展（論文開(kāi)題報(bào)告）
（1）論文研究背景及目的
此處內(nèi)容要求：
首先簡(jiǎn)單簡(jiǎn)介論文所研究問(wèn)題的基本概念和背景，再而簡(jiǎn)單明了地指出論文所要研究解決的具體問(wèn)題，并提出你的論文準(zhǔn)備的觀點(diǎn)或解決方法。
寫法范例：
本文主要提出一款精簡(jiǎn)64位RISC處理器存儲(chǔ)管理單元結(jié)構(gòu)并詳細(xì)分析其設(shè)計(jì)過(guò)程。在該MMU結(jié)構(gòu)中,TLB采用叁個(gè)分離的TLB,TLB采用基于內(nèi)容查找的相聯(lián)存儲(chǔ)器并行查找,支持粗粒度為64KB和細(xì)粒度為4KB兩種頁(yè)面大小,采用多級(jí)分層頁(yè)表結(jié)構(gòu)映射地址空間,并詳細(xì)論述了四級(jí)頁(yè)表轉(zhuǎn)換過(guò)程,TLB結(jié)構(gòu)組織等。該MMU結(jié)構(gòu)將作為該處理器存儲(chǔ)系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)的一個(gè)重要組成部分。
（2）本文研究方法
調(diào)查法：該方法是有目的、有系統(tǒng)的搜集有關(guān)研究對(duì)象的具體信息。
觀察法：用自己的感官和輔助工具直接觀察研究對(duì)象從而得到有關(guān)信息。
實(shí)驗(yàn)法：通過(guò)主支變革、控制研究對(duì)象來(lái)發(fā)現(xiàn)與確認(rèn)事物間的因果關(guān)系。
文獻(xiàn)研究法：通過(guò)調(diào)查文獻(xiàn)來(lái)獲得資料，從而全面的、正確的了解掌握研究方法。
實(shí)證研究法：依據(jù)現(xiàn)有的科學(xué)理論和實(shí)踐的需要提出設(shè)計(jì)。
定性分析法：對(duì)研究對(duì)象進(jìn)行“質(zhì)”的方面的研究，這個(gè)方法需要計(jì)算的數(shù)據(jù)較少。
定量分析法：通過(guò)具體的數(shù)字，使人們對(duì)研究對(duì)象的認(rèn)識(shí)進(jìn)一步精確化。
跨學(xué)科研究法：運(yùn)用多學(xué)科的理論、方法和成果從整體上對(duì)某一課題進(jìn)行研究。
功能分析法：這是社會(huì)科學(xué)用來(lái)分析社會(huì)現(xiàn)象的一種方法，從某一功能出發(fā)研究多個(gè)方面的影響。
模擬法：通過(guò)創(chuàng)設(shè)一個(gè)與原型相似的模型來(lái)間接研究原型某種特性的一種形容方法。
三、含酚廢水的超聲降解研究進(jìn)展（論文提綱范文）
（1）熱、堿熱、Fe（Ⅱ）/熱激活過(guò)硫酸鈉降解水中苯酚的對(duì)比研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 緒論 |
| 1.1 酚類廢水的來(lái)源和危害 |
| 1.2 常見(jiàn)酚類廢水處理技術(shù) |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化學(xué)法 |
| 1.3 過(guò)硫酸鹽高級(jí)氧化技術(shù)概述 |
| 1.3.1 過(guò)硫酸鹽單一活化 |
| 1.3.2 過(guò)硫酸鹽聯(lián)合活化 |
| 1.4 研究意義及內(nèi)容 |
| 1.4.1 研究意義 |
| 1.4.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.4.3 技術(shù)路線 |
| 2 實(shí)驗(yàn)材料與實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)材料 |
| 2.1.1 實(shí)驗(yàn)試劑 |
| 2.1.2 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.2.1 含酚廢水的配置 |
| 2.2.2 腐殖酸溶液的配置 |
| 2.2.3 實(shí)驗(yàn)過(guò)程 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 苯酚濃度的測(cè)定方法 |
| 2.2.6 自由基淬滅實(shí)驗(yàn)測(cè)試 |
| 2.2.7 電子順磁共振測(cè)試(EPR) |
| 3 熱活化過(guò)硫酸鈉降解苯酚的效能研究 |
| 3.1 反應(yīng)溫度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 3.2 PS濃度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 3.3 溶液初始p H值對(duì)苯酚降解的影響 |
| 3.4 不同p H體系中活性中間體的鑒定 |
| 3.5 電子順磁共振測(cè)試(EPR) |
| 3.6 腐殖酸濃度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 3.7 本章小結(jié) |
| 4 堿熱聯(lián)合活化過(guò)硫酸鈉降解苯酚的效能研究 |
| 4.1 PS濃度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 4.2 NaOH濃度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 4.3 反應(yīng)溫度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 4.4 腐殖酸濃度對(duì)苯酚降解的影響 |
| 4.5 熱活化、堿活化與堿熱聯(lián)合活化方式對(duì)比研究 |
| 4.6 本章小結(jié) |
| 5 Fe(Ⅱ)/熱聯(lián)合活化過(guò)硫酸鈉降解苯酚的效能研究 |
| 5.1 反應(yīng)溫度對(duì)苯酚降解效果的影響 |
| 5.2 PS/Fe~(2+)不同摩爾比對(duì)苯酚降解的影響 |
| 5.3 PS及 Fe~(2+)的投加量對(duì)苯酚降解效果的影響 |
| 5.4 溶液初始pH值對(duì)苯酚降解效果的影響 |
| 5.5 Fe(Ⅱ)/熱聯(lián)合活化PS體系中活性中間體的鑒定 |
| 5.6 電子順磁共振實(shí)驗(yàn)(EPR) |
| 5.7 腐殖酸濃度對(duì)苯酚降解效果的影響 |
| 5.8 Fe(Ⅱ)/熱聯(lián)合活化與堿熱聯(lián)合活化方式對(duì)比研究 |
| 5.9 本章小結(jié) |
| 6 結(jié)論與建議 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 建議 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 研究生在讀期間的研究成果 |
| 致謝 |
（2）生物質(zhì)復(fù)合催化劑的制備及其光催化性能研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物質(zhì)簡(jiǎn)介 |
| 1.2.1 生物質(zhì) |
| 1.2.2 納米微晶纖維素 |
| 1.3 二氧化鈦光催化劑簡(jiǎn)介 |
| 1.3.1 二氧化鈦的結(jié)構(gòu)及光催化機(jī)理 |
| 1.3.2 二氧化鈦光催化劑特性 |
| 1.3.3 二氧化鈦光催化劑的改性 |
| 1.4 含酚廢水概述 |
| 1.4.1 含酚廢水污染現(xiàn)狀及危害 |
| 1.4.2 含酚廢水的治理 |
| 1.5 研究?jī)?nèi)容及目的 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 第二章 納米微晶纖維素和氧化石墨烯的制備及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 2.2.1 實(shí)驗(yàn)試劑及儀器 |
| 2.2.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 結(jié)果與討論 |
| 2.3.1 納米微晶纖維素制備條件優(yōu)化 |
| 2.3.2 納米微晶纖維素和氧化石墨烯的表觀特征 |
| 2.3.3 X-射線粉末衍射表征 |
| 2.3.4 紅外吸收光譜表征 |
| 2.3.5 熱穩(wěn)定性表征 |
| 2.4 本章小結(jié) |
| 第三章 纖維素基復(fù)合催化材料的制備、表征及其光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 3.2.1 實(shí)驗(yàn)試劑及儀器 |
| 3.2.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 3.2.3 表征方法 |
| 3.2.4 光催化降解苯酚溶液 |
| 3.3 結(jié)果與討論 |
| 3.3.1 反應(yīng)條件對(duì)光催化性能的影響 |
| 3.3.2 NCC 對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)及光催化性能的影響 |
| 3.3.3 氮摻雜對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)及光催化性能的影響 |
| 3.3.4 石墨烯摻雜對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)及光催化性能的影響 |
| 3.3.5 催化劑的結(jié)構(gòu)及光催化性能研究 |
| 3.3.6 Cu 負(fù)載對(duì)催化劑結(jié)構(gòu)及光催化性能的影響 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 第四章 結(jié)論與展望 |
| 4.1 結(jié)論 |
| 4.2 展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀學(xué)位期間參加科研情況及獲得的學(xué)術(shù)成果 |
（3）二維鹵氧化鉍光催化劑的可控制備及其酚類污染物降解性能研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 半導(dǎo)體光催化技術(shù) |
| 1.2.1 光催化基本原理 |
| 1.2.2 反應(yīng)活性的主要影響因素 |
| 1.2.3 光催化技術(shù)的應(yīng)用 |
| 1.3 鹵氧化鉍光催化劑 |
| 1.3.1 鹵氧化鉍材料的理化性質(zhì)及結(jié)構(gòu) |
| 1.3.2 鹵氧化鉍材料的常見(jiàn)合成策略和手段 |
| 1.3.3 鹵氧化鉍材料的改性手段 |
| 1.4、本文主要研究?jī)?nèi)容 |
| 第二章 不同組成鹵氧化鉍光催化劑的合成及其降解雙酚A性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 2.2.1 主要試劑與儀器 |
| 2.2.2 鹵氧化鉍催化劑制備 |
| 2.2.3 光催化劑的表征 |
| 2.2.4 光催化劑的活性評(píng)價(jià) |
| 2.2.5 催化劑的光電性能測(cè)試 |
| 2.3 結(jié)果與討論 |
| 2.3.1 催化劑的結(jié)構(gòu)與形貌表征 |
| 2.3.2 材料的活性評(píng)價(jià) |
| 2.3.3 吸光性能和能帶結(jié)構(gòu)表征 |
| 2.3.4 催化劑的電荷分離性能 |
| 2.4 本章小結(jié) |
| 第三章 多功能助劑TMPs修飾Bi_4O_5Br_2光催化劑及含酚廢水處理性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 3.2.1 所用試劑與儀器 |
| 3.2.2 催化劑制備 |
| 3.2.3 結(jié)果與討論 |
| 3.2.4 光電性能測(cè)試 |
| 3.2.5 光催化活性評(píng)價(jià) |
| 3.2.6 光催化降解機(jī)理實(shí)驗(yàn) |
| 3.3 結(jié)果與討論 |
| 3.3.1 結(jié)構(gòu)與形貌表征 |
| 3.3.2 材料表面元素組成及價(jià)態(tài)分析 |
| 3.3.3 材料的吸光及電荷分離性能表征 |
| 3.3.4 光催化性能評(píng)價(jià) |
| 3.3.5 TMPs/Bi_4O_5Br_2光催化活性增強(qiáng)機(jī)理分析 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 第四章 Ni_2P/Bi_3O_4Br-OVs體系制備及其多效協(xié)同光催化性能增強(qiáng)機(jī)制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 4.2.1 所用試劑與儀器 |
| 4.2.2 催化劑制備 |
| 4.2.3 催化劑表征 |
| 4.2.4 光電性能測(cè)試 |
| 4.2.5 光催化活性評(píng)價(jià) |
| 4.2.6 光催化降解機(jī)理實(shí)驗(yàn) |
| 4.3 結(jié)果與討論 |
| 4.3.1 氧空位修飾鹵氧化鉍的可控制備和作用機(jī)理 |
| 4.3.2 Ni_2P/Bi_3O_4Br-OVs體系構(gòu)筑及降解含酚廢水協(xié)同增強(qiáng)機(jī)制 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第五章 結(jié)論與展望 |
| 5.1 結(jié)論 |
| 5.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 碩士學(xué)位攻讀期間的學(xué)術(shù)成果 |
（4）含酚廢水協(xié)同萃取劑的篩選與脫酚工藝優(yōu)化控制的研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文獻(xiàn)綜述 |
| 1.1 含酚廢水的研究背景 |
| 1.1.1 概述 |
| 1.1.2 煤化工廢水的來(lái)源與危害 |
| 1.1.3 煤化工廢水預(yù)處理工藝流程研究進(jìn)展 |
| 1.1.4 脫酚處理方法 |
| 1.2 分子模擬技術(shù) |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 分子模擬計(jì)算方法 |
| 1.2.3 分子模擬的應(yīng)用和進(jìn)展 |
| 1.3 擬解決的關(guān)鍵問(wèn)題 |
| 1.4 本文研究目的與內(nèi)容 |
| 2 單一萃取劑與酚類物質(zhì)的分子模擬 |
| 2.1 分子模擬方法 |
| 2.2 基組 |
| 2.3 萃取劑的初步確定 |
| 2.3.1 萃取劑種類的確定 |
| 2.3.2 酮類萃取劑的選擇 |
| 2.4 單一萃取劑的分子模擬與結(jié)果討論 |
| 2.4.1 構(gòu)型優(yōu)化 |
| 2.4.2 單一萃取劑的靜電勢(shì)分析 |
| 2.4.3 原子拓?fù)湫再|(zhì)及自然鍵軌道分析 |
| 2.4.4 計(jì)算結(jié)果與相互作用能分析 |
| 2.5 醇類溶劑的選擇 |
| 2.6 本章小結(jié) |
| 3 協(xié)同萃取劑與酚類物質(zhì)間的分子模擬 |
| 3.1 協(xié)同萃取的模擬方法 |
| 3.2 多聚體的分子模擬計(jì)算與結(jié)果分析 |
| 3.2.1 多聚體的構(gòu)型優(yōu)化 |
| 3.2.2 靜電勢(shì)分析 |
| 3.2.3 原子拓?fù)湫再|(zhì)和約化密度梯度函數(shù)分析 |
| 3.2.4 自然鍵軌道分析 |
| 3.2.5 相互作用能分析 |
| 3.3 本章小結(jié) |
| 4 煤氣化廢水脫酚流程模擬與優(yōu)化 |
| 4.1 熱力學(xué)模型 |
| 4.1.1 NRTL方程 |
| 4.1.2 UNIQUAC方程 |
| 4.1.3 模型驗(yàn)證 |
| 4.1.4 汽液相平衡關(guān)系 |
| 4.2 協(xié)同萃取脫酚工藝流程 |
| 4.3 協(xié)同萃取流程模擬結(jié)果與討論 |
| 4.3.1 萃取塔模擬 |
| 4.3.2 流程模擬與優(yōu)化 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 5 萃取脫酚工藝流程的動(dòng)態(tài)控制 |
| 5.1 溫控板的選取 |
| 5.2 動(dòng)態(tài)控制方案 |
| 5.3 動(dòng)態(tài)模擬結(jié)果 |
| 5.4 本章小結(jié) |
| 6 結(jié)論與展望 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 攻讀學(xué)位期間發(fā)表的學(xué)術(shù)論文目錄 |
（5）生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理含酚廢水效能及機(jī)制研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 縮略詞表 |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 課題背景及研究目的與意義 |
| 1.2 含酚廢水處理方法 |
| 1.2.1 常用的含酚廢水處理方法及限制因素 |
| 1.2.2 膜生物反應(yīng)器的應(yīng)用現(xiàn)狀 |
| 1.2.3 膜生物反應(yīng)器法處理含酚廢水的優(yōu)勢(shì)及存在問(wèn)題 |
| 1.2.4 MBR的膜污染 |
| 1.3 電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器的研究進(jìn)展及優(yōu)勢(shì) |
| 1.3.1 電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器概述 |
| 1.3.2 電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器的研究趨勢(shì) |
| 1.3.3 電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器治理廢水的研究進(jìn)展 |
| 1.3.4 電場(chǎng)膜生物反應(yīng)器減緩膜污染的研究進(jìn)展 |
| 1.4 生物炭處理廢水的研究進(jìn)展 |
| 1.4.1 生物炭處理廢水的優(yōu)勢(shì)及其研究趨勢(shì) |
| 1.4.2 生物炭處理含酚廢水的研究進(jìn)展 |
| 1.4.3 生物炭減緩膜污染的研究進(jìn)展 |
| 1.4.4 生物炭-電催化耦合系統(tǒng)的研究進(jìn)展 |
| 1.5 遼寧某鋼廠含酚廢水處理領(lǐng)域存在的工程問(wèn)題 |
| 1.6 課題來(lái)源、研究?jī)?nèi)容和技術(shù)路線 |
| 1.6.1 課題來(lái)源 |
| 1.6.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.6.3 技術(shù)路線 |
| 第2章 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)材料及儀器 |
| 2.1.1 實(shí)驗(yàn)試劑 |
| 2.1.2 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 2.1.3 實(shí)驗(yàn)材料 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)裝置及運(yùn)行方式 |
| 2.2.1 實(shí)驗(yàn)裝置 |
| 2.2.2 運(yùn)行方式 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 酚類化合物及水質(zhì)常規(guī)指標(biāo)檢測(cè) |
| 2.3.2 酶活性測(cè)定 |
| 2.3.3 ATP含量測(cè)定 |
| 2.3.4 過(guò)氧化氫含量測(cè)定 |
| 2.3.5 EPS和SMP的提取及測(cè)定 |
| 2.3.6 DNA提取及高通量測(cè)序分析 |
| 2.3.7 膜阻力測(cè)定 |
| 2.3.8 紅外光譜表征 |
| 2.3.9 三維熒光光譜分析 |
| 2.3.10 掃描電鏡分析 |
| 第3章 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理苯酚廢水關(guān)鍵工藝參數(shù)優(yōu)化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)中電場(chǎng)強(qiáng)度優(yōu)化 |
| 3.2.1 電場(chǎng)強(qiáng)度對(duì)苯酚廢水降解效率的影響 |
| 3.2.2 電場(chǎng)強(qiáng)度對(duì)關(guān)鍵酶活性的影響 |
| 3.2.3 電場(chǎng)強(qiáng)度對(duì)TMP的影響 |
| 3.3 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)中生物炭添加量?jī)?yōu)化 |
| 3.3.1 生物炭添加量對(duì)苯酚廢水降解效率的影響 |
| 3.3.2 生物炭添加量對(duì)關(guān)鍵酶活性的影響 |
| 3.3.3 生物炭添加量對(duì)TMP影響 |
| 3.4 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)長(zhǎng)期運(yùn)行處理高濃度苯酚廢水 |
| 3.4.1 苯酚降解效率分析 |
| 3.4.2 COD降解效率分析 |
| 3.4.3 關(guān)鍵酶活性及ATP含量分析 |
| 3.4.4 膜污染分析 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第4章 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理實(shí)際含酚廢水運(yùn)行效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理實(shí)際含酚廢水效能分析 |
| 4.2.1 苯酚降解效率分析 |
| 4.2.2 甲酚降解效率分析 |
| 4.2.3 COD降解效率分析 |
| 4.2.4 關(guān)鍵酶活性及ATP含量分析 |
| 4.2.5 酚類化合物降解途徑解析 |
| 4.2.6 膜污染分析 |
| 4.3 混合液微生物群落結(jié)構(gòu)解析 |
| 4.3.1 細(xì)菌群落多樣性分析 |
| 4.3.2 細(xì)菌群落差異性分析 |
| 4.3.3 細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)分析 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第5章 生物炭-EMBR組合系統(tǒng)減緩膜污染機(jī)制解析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 混合液性質(zhì)分析 |
| 5.2.1 活性污泥特性分析 |
| 5.2.2 H_2O_2含量分析 |
| 5.2.3 SMP消減規(guī)律 |
| 5.2.4 EPS消減規(guī)律 |
| 5.3 膜表面特性分析 |
| 5.3.1 Zeta電位分析 |
| 5.3.2 泥餅層重量分析 |
| 5.3.3 EPS消減規(guī)律 |
| 5.4 膜表面微生物群落結(jié)構(gòu)特征 |
| 5.4.1 細(xì)菌群落多樣性分析 |
| 5.4.2 細(xì)菌群落差異性分析 |
| 5.4.3 細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)分析 |
| 5.5 本章小結(jié) |
| 結(jié)論 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀博士學(xué)位期間發(fā)表的學(xué)術(shù)論文及其它成果 |
| 致謝 |
| 個(gè)人簡(jiǎn)歷 |
（6）基于片狀Bi2WO6的改性設(shè)計(jì)及其光降解酚類廢水的研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文獻(xiàn)綜述 |
| 1.1 酚類廢水 |
| 1.1.1 酚類廢水的來(lái)源 |
| 1.1.2 酚類廢水的危害 |
| 1.1.3 酚類廢水的處理 |
| 1.2 光催化技術(shù) |
| 1.2.1 光催化基本原理 |
| 1.2.2 光催化的研究進(jìn)展 |
| 1.3 影響光催化活性的因素 |
| 1.3.1 比表面積對(duì)光催化活性的影響 |
| 1.3.2 形貌對(duì)光催化活性的影響 |
| 1.3.3 能級(jí)匹配對(duì)光催化活性的影響 |
| 1.4 催化劑的改性方法 |
| 1.4.1 元素?fù)诫s |
| 1.4.2 半導(dǎo)體復(fù)合 |
| 1.5 Bi_2WO_6的制備方法 |
| 1.5.1 固相法 |
| 1.5.2 熔鹽法 |
| 1.5.3 溶膠凝膠法 |
| 1.5.4 微乳液法 |
| 1.5.5 靜電紡絲法 |
| 1.5.6 超聲噴霧熱解法 |
| 1.5.7 水熱法 |
| 1.6 本課題的研究?jī)?nèi)容和研究意義 |
| 2 測(cè)試方法 |
| 2.1 X射線衍射分析(XRD) |
| 2.2 掃描電子顯微鏡分析(SEM) |
| 2.3 透射電子顯微鏡分析(TEM) |
| 2.4 X光電子能譜分析(XPS) |
| 2.5 比表面積分析(BET) |
| 2.6 紫外可見(jiàn)光譜(UV-vis) |
| 2.7 光電性能分析 |
| 2.8 PL分析 |
| 2.9 活性物種捕獲實(shí)驗(yàn) |
| 3 夾層狀結(jié)構(gòu)CuO/CNT/Bi_2WO_6 的制備及光催化性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 3.2.1 實(shí)驗(yàn)原料及儀器 |
| 3.2.2 夾層狀催化劑的制備 |
| 3.2.3 光電化學(xué)測(cè)試 |
| 3.2.4 光催化活性測(cè)試 |
| 3.3 結(jié)果與討論 |
| 3.3.1 晶相結(jié)構(gòu)分析 |
| 3.3.2 催化劑形貌表征及比表面分析 |
| 3.3.3 XPS分析 |
| 3.3.4 催化劑光學(xué)性質(zhì)研究 |
| 3.3.5 光電化學(xué)性能研究 |
| 3.3.6 PL分析 |
| 3.3.7 光催化降解性能研究 |
| 3.3.8 光催化機(jī)理分析 |
| 3.3.9 循環(huán)穩(wěn)定性能研究 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 4 多孔大片狀ZnO/Bi_2WO_6 的制備及光催化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 4.2.1 實(shí)驗(yàn)所用原料及儀器 |
| 4.2.2 大片狀催化劑的制備 |
| 4.2.3 催化劑的表征 |
| 4.2.4 光電性能測(cè)試 |
| 4.2.5 光催化性能測(cè)試 |
| 4.3 結(jié)果與討論 |
| 4.3.1 晶相結(jié)構(gòu)分析 |
| 4.3.2 形貌表征 |
| 4.3.3 比表面積分析 |
| 4.3.4 XPS分析 |
| 4.3.5 光學(xué)性質(zhì)分析 |
| 4.3.6 光電性能研究 |
| 4.3.7 光降解性能研究 |
| 4.3.8 光催化機(jī)理研究 |
| 4.3.9 催化劑循環(huán)穩(wěn)定性能研究 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 5 團(tuán)簇狀ZnTiO_3/Bi_2WO_6 的制備及光催化降解酚類廢水的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 實(shí)驗(yàn)部分 |
| 5.2.1 實(shí)驗(yàn)所用原料和儀器 |
| 5.2.2 ZnTiO_3/Bi_2WO_6 催化劑的制備 |
| 5.2.3 光電性能的測(cè)試 |
| 5.2.4 光催化性能表征 |
| 5.3 結(jié)果與討論 |
| 5.3.1 晶相結(jié)構(gòu)分析 |
| 5.3.2 形貌分析 |
| 5.3.3 XPS分析 |
| 5.3.4 光電性能研究 |
| 5.3.5 光催化性能研究 |
| 5.3.6 光催化機(jī)理分析 |
| 5.3.7 循環(huán)穩(wěn)定性分析 |
| 5.4 本章小結(jié) |
| 結(jié)論 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 攻讀學(xué)位論文期間發(fā)表的學(xué)術(shù)論文目錄 |
（7）綠色納米鐵/H2O2的類芬頓法降解間甲酚和雙酚A（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 水環(huán)境污染現(xiàn)狀及危害 |
| 1.1.1 含酚廢水污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 水中間甲酚的污染現(xiàn)狀及危害 |
| 1.1.3 水中BPA的污染現(xiàn)狀及危害 |
| 1.2 水中酚類污染物的處理方法 |
| 1.2.1 物理處理法 |
| 1.2.2 生物處理方法 |
| 1.2.3 化學(xué)處理方法 |
| 1.2.4 高級(jí)氧化法 |
| 1.3 零價(jià)鐵納米顆粒的研究現(xiàn)狀 |
| 1.3.1 零價(jià)鐵納米顆粒概述 |
| 1.3.2 零價(jià)鐵納米顆粒的合成 |
| 1.3.2.1 物理制備法 |
| 1.3.2.2 化學(xué)制備法 |
| 1.3.2.3 生物綠色制備法 |
| 1.3.3 零價(jià)鐵納米顆粒技術(shù)的缺陷 |
| 1.4 零價(jià)鐵納米顆粒的改性 |
| 1.4.1 表面活化或聚合物改性法 |
| 1.4.2 負(fù)載改性法 |
| 1.4.3 多金屬改性方法 |
| 1.4.4 超聲改性方法 |
| 1.5 課題研究的內(nèi)容及意義 |
| 1.5.1 研究背景及目的 |
| 1.5.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.3 技術(shù)路線圖 |
| 1.5.4 降解圖形摘要 |
| 1.5.5 課題創(chuàng)新點(diǎn) |
| 第二章 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)試劑 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 2.3 測(cè)定方法 |
| 2.3.1 間甲酚的測(cè)定方法 |
| 2.3.2 BPA的測(cè)定方法 |
| 2.3.3 中間產(chǎn)物的測(cè)定方法 |
| 2.4 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.4.1 綠色合成Fe-NPs的制備方法 |
| 2.4.2 綠色合成Fe-NPs的表征方法 |
| 2.4.3 類芬頓降解實(shí)驗(yàn)方法 |
| 第三章 綠色Fe-NPs/ H_2O_2 非均相類芬頓降解間甲酚 |
| 3.1 綠色合成Fe-NPs的表征分析 |
| 3.1.1 掃描電子顯微鏡(SEM)分析 |
| 3.1.2 傅立葉變換紅外光譜(FTIR)分析 |
| 3.1.3 X射線衍射(XRD)分析 |
| 3.2 對(duì)比實(shí)驗(yàn) |
| 3.3 間甲酚類芬頓降解的影響參數(shù) |
| 3.3.1 溶液初始pH間甲酚降解的影響 |
| 3.3.2 鐵納米顆粒投加量對(duì)間甲酚降解的影響 |
| 3.3.3 過(guò)氧化氫投加量對(duì)間甲酚降解的影響 |
| 3.3.4 間甲酚初始濃度對(duì)降解的影響 |
| 3.3.5 反應(yīng)溫度對(duì)降解的影響 |
| 3.4 動(dòng)力學(xué)分析 |
| 3.5 熱力學(xué)分析 |
| 3.6 本章小結(jié) |
| 第四章 綠色Fe-NPs/ H_2O_2 非均相類芬頓降解BPA |
| 4.1 綠色合成Fe-NPs的表征分析 |
| 4.1.1 掃描電子顯微鏡(SEM)分析 |
| 4.1.2 X射線衍射(XRD)分析 |
| 4.1.3 傅立葉變換紅外光譜(FTIR)分析 |
| 4.2 BPA類芬頓降解的影響參數(shù) |
| 4.2.1 初始pH對(duì)降解的影響 |
| 4.2.2 鐵納米顆粒投加量對(duì)降解的影響 |
| 4.2.3 過(guò)氧化氫投加量對(duì)降解的影響 |
| 4.2.4 BPA初始濃度對(duì)降解的影響 |
| 4.2.5 反應(yīng)溫度降解的影響 |
| 4.3 動(dòng)力學(xué)分析 |
| 4.4 熱力學(xué)分析 |
| 4.5 對(duì)比實(shí)驗(yàn) |
| 4.6 自由基分析 |
| 4.7 中間產(chǎn)物的確定 |
| 4.8 降解機(jī)理分析 |
| 4.9 本章小結(jié) |
| 第五章 改性Fe/Ce-NPs/ H_2O_2 非均相類芬頓降解BPA |
| 5.1 改性Fe/Ce-NPs的制備 |
| 5.1.1 改性Fe/Ce-NPs的制備方法 |
| 5.1.2 鐵鈰摩爾比例的確定 |
| 5.2 BPA類芬頓降解的影響參數(shù) |
| 5.2.1 過(guò)氧化氫含量對(duì)降解的影響 |
| 5.2.2 Fe/Ce-NPs投加量對(duì)降解的影響 |
| 5.2.3 BPA初始濃度對(duì)降解的影響 |
| 5.2.4 溶液初始pH對(duì)降解的影響 |
| 5.2.5 反應(yīng)溫度對(duì)降解的影響 |
| 5.3 動(dòng)力學(xué)分析 |
| 5.4 熱力學(xué)分析 |
| 5.5 本章小結(jié) |
| 第六章 結(jié)論 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀學(xué)位期間取得的科研成果 |
| 致謝 |
（8）篩板萃取塔預(yù)處理含苯酚廢水的流體力學(xué)與傳質(zhì)特性研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含酚廢水研究現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 分離回收法 |
| 1.2.2 直接降解法 |
| 1.3 萃取塔設(shè)備及應(yīng)用研究現(xiàn)狀 |
| 1.3.1 塔內(nèi)兩相流體力學(xué)研究 |
| 1.3.2 塔內(nèi)萃取傳質(zhì)性能研究 |
| 1.3.3 應(yīng)用研究 |
| 1.3.4 存在的問(wèn)題 |
| 1.4 研究目標(biāo)及內(nèi)容 |
| 1.4.1 研究目標(biāo) |
| 1.4.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.4.3 技術(shù)路線 |
| 第2章 材料與方法 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)藥品與儀器 |
| 2.1.1 實(shí)驗(yàn)所用藥品 |
| 2.1.2 實(shí)驗(yàn)所用儀器 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)裝置與流程 |
| 2.2.1 溶劑萃取實(shí)驗(yàn)裝置與流程 |
| 2.2.2 萃取塔萃取實(shí)驗(yàn)裝置與流程 |
| 2.3 測(cè)定分析方法 |
| 2.3.1 萃取體系的物性測(cè)定 |
| 2.3.2 苯酚濃度的測(cè)定 |
| 2.3.3 分散相持液量的測(cè)定 |
| 2.3.4 分散相液滴平均直徑的測(cè)定 |
| 第3章 苯酚萃取體系的確定 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 溶劑萃取實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論 |
| 3.2.1 萃取劑體積濃度對(duì)萃取效率影響 |
| 3.2.2 萃取時(shí)間及溫度對(duì)萃取效率影響 |
| 3.2.3 萃取體系p H對(duì)萃取效率影響 |
| 3.2.4 萃取體系p H對(duì)分相時(shí)間的影響 |
| 3.2.5 苯酚萃取平衡曲線 |
| 3.3 TBP萃取苯酚機(jī)理 |
| 3.4 苯酚萃取熱力學(xué)模型 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第4章 塔內(nèi)液液兩相流體力學(xué)行為研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 分散相持液量研究 |
| 4.2.1 流速對(duì)持液量的影響 |
| 4.2.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)持液量的影響 |
| 4.2.3 分散相持液量數(shù)學(xué)模型建立 |
| 4.3 滑移速度研究 |
| 4.3.1 流速對(duì)滑移速度的影響 |
| 4.3.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)滑移速度的影響 |
| 4.3.3 滑移速度數(shù)學(xué)模型建立 |
| 4.4 特征速度研究 |
| 4.4.1 操作條件對(duì)特征速度的影響 |
| 4.4.2 特征速度數(shù)學(xué)模型建立 |
| 4.5 分散相液滴平均直徑研究 |
| 4.5.1 流速對(duì)液滴平均直徑的影響 |
| 4.5.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)液滴平均直徑的影響 |
| 4.5.3 液滴平均直徑的數(shù)學(xué)模型建立 |
| 4.6 分散相液滴直徑的分布研究 |
| 4.6.1 流速對(duì)液滴直徑分布的影響 |
| 4.6.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)液滴直徑分布的影響 |
| 4.6.3 液滴直徑分布的數(shù)學(xué)模型建立 |
| 4.7 本章小結(jié) |
| 第5章 篩板萃取塔萃取苯酚的傳質(zhì)特性研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 塔內(nèi)苯酚傳質(zhì)過(guò)程數(shù)學(xué)分析 |
| 5.3 萃取平衡時(shí)間的確定 |
| 5.4 操作條件對(duì)總傳質(zhì)系數(shù)的影響 |
| 5.4.1 流速對(duì)總傳質(zhì)系數(shù)的影響 |
| 5.4.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)總傳質(zhì)系數(shù)的影響 |
| 5.4.3 總傳質(zhì)系數(shù)的數(shù)學(xué)模型建立 |
| 5.5 操作條件對(duì)傳質(zhì)單元高度的影響 |
| 5.5.1 流速對(duì)傳質(zhì)單元高度的影響 |
| 5.5.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)傳質(zhì)單元高度的影響 |
| 5.5.3 傳質(zhì)單元高度的數(shù)學(xué)預(yù)測(cè)模型建立 |
| 5.6 操作條件對(duì)萃取效率的影響 |
| 5.6.1 流速對(duì)萃取效率的影響 |
| 5.6.2 脈沖強(qiáng)度對(duì)萃取效率的影響 |
| 5.7 本章小結(jié) |
| 結(jié)論及展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀碩士學(xué)位期間發(fā)表的論文和科研成果 |
| 致謝 |
| 作者簡(jiǎn)介 |
（9）光催化耦合微生物膜法處理含酚污染物研究（論文提綱范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含酚廢水的來(lái)源與危害 |
| 1.2.1 苯酚的來(lái)源及其危害 |
| 1.2.2 2,4,6-三氯酚的來(lái)源及其危害 |
| 1.3 含酚廢水的處理現(xiàn)狀 |
| 1.3.1 含酚廢水的傳統(tǒng)處理 |
| 1.3.2 含酚廢水新型處理方法 |
| 1.4 光催化耦合微生物膜一體化介紹 |
| 1.5 本論文研究的主要內(nèi)容及意義 |
| 第2章 實(shí)驗(yàn)材料與實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)試劑 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)儀器及設(shè)備 |
| 2.3 材料表征方法與原理 |
| 2.3.1 掃描電子顯微鏡(SEM) |
| 2.3.2 X-射線衍射(XRD) |
| 2.3.3 紫外-可見(jiàn)漫反射譜(UV-Vis DRS) |
| 2.4 光催化耦合微生物一體化性能評(píng)價(jià) |
| 2.4.1 苯酚的測(cè)定分析 |
| 2.4.2 2,4,6-三氯酚的測(cè)定 |
| 2.5 光催化耦合微生物一體化反應(yīng)器 |
| 第3章 TiO_2/GFC-PM法降解酚類污染物性能研究 |
| 3.1 TiO_2光催化劑的制備與表征 |
| 3.1.1 TiO_2光催化劑的制備 |
| 3.1.2 表征分析 |
| 3.2 TiO_2/GFC載體的制備 |
| 3.2.1 玻璃纖維布的預(yù)處理 |
| 3.2.2 TiO_2的負(fù)載 |
| 3.3 PM一體化反應(yīng)器的啟動(dòng) |
| 3.3.1 微生物的培養(yǎng)與接種 |
| 3.3.2 微生物的馴化 |
| 3.4 工藝參數(shù) |
| 3.4.1 降解方式對(duì)酚類污染物降解效果的影響 |
| 3.4.2 不同載體量對(duì)污染物降解的影響 |
| 3.4.3 不同光照條件對(duì)污染物降解的影響 |
| 3.4.4 不同pH的影響 |
| 3.4.5 不同深度對(duì)苯酚降解影響 |
| 3.4.6 循環(huán)穩(wěn)定性對(duì)PM體系的影響 |
| 3.4.7 降解機(jī)理研究 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第4章 TiO_2/GFC-PMA法降解酚類污染物性能研究 |
| 4.1 B-TiO_2/GFC光催化劑的制備與表征 |
| 4.1.1 B-TiO_2光催化劑與吸附劑的制備 |
| 4.1.2 表征分析 |
| 4.2 B-C-TiO_2/GFC載體的制備 |
| 4.2.1 玻璃纖維布的預(yù)處理 |
| 4.2.2 B-C-TiO_2的負(fù)載 |
| 4.3 光催化耦合生物膜反應(yīng)器的啟動(dòng) |
| 4.3.1 微生物的培養(yǎng)及接種 |
| 4.3.2 微生物的馴化 |
| 4.4 工藝參數(shù) |
| 4.4.1 不同濃度的酚類污染物降解 |
| 4.4.2 不同載體量對(duì)污染物降解的影響 |
| 4.4.3 不同光照條件對(duì)污染物降解的影響 |
| 4.4.4 不同pH條件對(duì)污染物降解的影響 |
| 4.4.5 不同深度對(duì)苯酚降解影響 |
| 4.4.6 循環(huán)穩(wěn)定性對(duì)PMA體系的影響 |
| 4.4.7 降解機(jī)理研究 |
| 4.5 PMA體系降解酚類污染物性能的研究 |
| 4.6 本章小結(jié) |
| 結(jié)論 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 攻讀學(xué)位期間科研成果 |
（10）磁場(chǎng)強(qiáng)化和催化劑改性對(duì)芬頓反應(yīng)處理含酚廢水的影響（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 含酚廢水來(lái)源 |
| 1.1.2 含酚廢水危害 |
| 1.1.3 處理方法 |
| 1.2 芬頓技術(shù) |
| 1.2.1 芬頓技術(shù)的概述 |
| 1.2.2 芬頓技術(shù)的機(jī)理 |
| 1.2.3 芬頓技術(shù)的因素 |
| 1.2.4 芬頓技術(shù)的限制 |
| 1.3 芬頓技術(shù)的發(fā)展 |
| 1.3.1 光芬頓技術(shù) |
| 1.3.2 電芬頓技術(shù) |
| 1.3.3 超聲芬頓技術(shù) |
| 1.3.4 磁強(qiáng)化芬頓技術(shù) |
| 1.4 磁納米催化材料的研究 |
| 1.4.1 磁性納米催化劑的制備 |
| 1.4.2 磁性納米催化劑改性研究 |
| 1.5 研究概況 |
| 1.5.1 研究目的與意義 |
| 1.5.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 第2章 實(shí)驗(yàn)材料和分析方法 |
| 2.1 廢水水質(zhì) |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)藥品和儀器 |
| 2.3 實(shí)驗(yàn)分析方法 |
| 第3章 催化劑最佳條件參數(shù)研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 單因素變量的影響 |
| 3.2.1 體系pH對(duì)降解模擬含酚廢水的影響 |
| 3.2.2 催化劑投量對(duì)降解含酚廢水的影響 |
| 3.2.3 過(guò)氧化氫投量對(duì)降解含酚廢水的影響 |
| 3.2.4 反應(yīng)時(shí)間對(duì)降解含酚廢水的影響 |
| 3.3 正交實(shí)驗(yàn) |
| 3.3.1 FeSO_4·7H_2O |
| 3.3.2 Fe單質(zhì) |
| 3.3.3 Fe_3O_4 |
| 3.4 磁場(chǎng)強(qiáng)化分析 |
| 3.4.1 最適磁感應(yīng)強(qiáng)度 |
| 3.4.2 磁強(qiáng)化芬頓前后效果對(duì)比 |
| 3.4.3 綜合對(duì)比分析 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第四章 磁納米材料合成及特性表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 磁納米材料的制備及改性 |
| 4.2.1 磁納米材料制備 |
| 4.2.2 磁納米顆粒表面修飾 |
| 4.3 磁納米顆粒表征 |
| 4.3.1 粒徑分布分析 |
| 4.3.2 掃描電鏡(SEM)分析 |
| 4.3.3 Zeta電位 |
| 4.3.4 紅外光譜(FTIR)分析 |
| 4.3.5 X射線衍射(XRD) |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第五章 改性納米催化劑效果及應(yīng)用 |
| 5.1 改性催化劑參數(shù)研究 |
| 5.1.1 體系pH值的影響 |
| 5.1.2 催化劑投加量的影響 |
| 5.1.3 H_2O_2投加量的影響 |
| 5.1.4 反應(yīng)時(shí)間的影響 |
| 5.2 磁場(chǎng)強(qiáng)化分析 |
| 5.2.1 最佳磁感應(yīng)強(qiáng)度 |
| 5.2.2 強(qiáng)化效果 |
| 5.3 循環(huán)利用效果分析 |
| 5.4 實(shí)際廢水處理 |
| 5.4.1 不同條件催化劑的效果 |
| 5.4.2 催化劑循環(huán)回收利用 |
| 5.4.3 雙重提升提升效果分析 |
| 5.5 本章小結(jié) |
| 結(jié)論 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
四、含酚廢水的超聲降解研究進(jìn)展（論文參考文獻(xiàn)）
- [1]熱、堿熱、Fe（Ⅱ）/熱激活過(guò)硫酸鈉降解水中苯酚的對(duì)比研究[D]. 申子瑞. 西安建筑科技大學(xué), 2021
- [2]生物質(zhì)復(fù)合催化劑的制備及其光催化性能研究[D]. 王詩(shī)雨. 西安石油大學(xué), 2021(09)
- [3]二維鹵氧化鉍光催化劑的可控制備及其酚類污染物降解性能研究[D]. 孫凱龍. 延安大學(xué), 2021(11)
- [4]含酚廢水協(xié)同萃取劑的篩選與脫酚工藝優(yōu)化控制的研究[D]. 王玉軍. 青島科技大學(xué), 2021(01)
- [5]生物炭-EMBR組合系統(tǒng)處理含酚廢水效能及機(jī)制研究[D]. 姜北. 哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2020
- [6]基于片狀Bi2WO6的改性設(shè)計(jì)及其光降解酚類廢水的研究[D]. 劉密雨. 青島科技大學(xué), 2020(01)
- [7]綠色納米鐵/H2O2的類芬頓法降解間甲酚和雙酚A[D]. 徐婷婷. 太原理工大學(xué), 2020
- [8]篩板萃取塔預(yù)處理含苯酚廢水的流體力學(xué)與傳質(zhì)特性研究[D]. 李龍祥. 河北工程大學(xué), 2021(08)
- [9]光催化耦合微生物膜法處理含酚污染物研究[D]. 修語(yǔ)晨. 黑龍江大學(xué), 2020(04)
- [10]磁場(chǎng)強(qiáng)化和催化劑改性對(duì)芬頓反應(yīng)處理含酚廢水的影響[D]. 譚光州. 哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2019(02)
標(biāo)簽：光催化氧化技術(shù)論文; 苯酚論文; 微生物論文; 科普論文;