一、固定相光催化氧化技术的研究与进展（论文文献综述）
周凤[1]（2019）在《掺杂型TiO2-海泡石复合材料的制备及其光催化性能研究》文中研究指明全球主要工业中所用的染料中,约有70%是偶氮化合物,在印染过程中,作为废液排出,对人类健康及生态系统有很大的危害。因此,在废液排入环境中之前,进行染料的降解是至关重要的。多相光催化作为一种高级氧化技术（AOP）正引起人们的日益重视。N型半导体TiO2因其具有优良的光学和电学性质、化学性质稳定、高效能、低成本、无二次污染等优点而备受青睐。然而,在实际应用中超细TiO2主要存在三个问题:（1）光生e-/h+的复合几率高,导致低量子效率;（2）超细纳米粒子难以从悬浮体系中分离,导致无法回收利用,易于团聚、表面积低、吸附能力差等缺陷也限制纳米TiO2的发展;（3）锐钛矿带隙较宽（3.2eV）,能利用的太阳能仅占太阳能总量的大约4%–5%。因此,近年来研究重点主要为发展TiO2负载型光催化剂。其中,天然粘土由于具有良好的机械和化学稳定性,高比表面积以及强吸附能力,而成为理想的载体材料。海泡石是一种纤维状硅酸盐粘土矿物,属2:1型层,具有分子尺寸的通道,是一种非膨胀性的,具有高比表面积的多孔粘土矿物。此外,海泡石的酸性[SiO4]和碱性[MgO6]中心具有将吸附的有机物转变为活化络合物的能力,从而加速降解过程。高比表面积的纤维状海泡石,具备作为有效载体的潜力。此外为了解决无法利用太阳光的问题,对TiO2进行改性以期提高其量子效率和催化活性及拓展可见光响应范围。其中,离子掺杂（阳离子或阴离子）用于在TiO2的带隙中引入能态,减小光生e-/h+的复合,并将激发波长阈值扩展至可见光波段,从而提高其对可见光利用率。阴离子掺杂剂由于在元素周期表上与O更近的距离,被认为是比阳离子更适合的掺杂剂。其中,N因为具有较低的电离能以及与O相当的离子半径(N3-:0.146 nm,O2-:0.140 nm),被证明是最有效的阴离子掺杂剂之一。阳离子掺杂机如稀土离子具有不完全填充的4f轨道结构,丰富的能级,易产生多电子组态,且其激发态和基态的能量比较接近,在可见光区能部分吸收可见光,使f电子从基态跃迁到激发态,从而使其光吸收波段移向可见区,常被用作催化剂或者催化剂助剂,因此稀土离子掺杂是TiO2光催化活性提高的另一种思路。本论文的主要工作是以具有纤维状形貌的海泡石（Sep）为研究对象,根据其成分、物相及结构,首先开展了海泡石提纯活化及纤维解束的工艺研究,将自然沉淀法和微波酸化法结合对海泡石原矿进行提纯除杂,此外进行了物理冷冻干燥法及化学改性法对海泡石解束的对比研究,为海泡石为载体制备复合材料提供基础。其次,以提纯活化后海泡石为载体,将微波水热法引入TiO2/Sep纳米复合材料的制备作为核心,同时以OG溶液为光催化目标降解物,考察了不同制备条件对材料性能的影响,系统研究了Ti/Sep比例、催化剂投加量、染料初始浓度、溶液pH等因素对TiO2/Sep纳米复合材料光催化降解OG的影响,对不同实验条件下光催化降解OG过程中的光催化反应动力学进行探讨。最后,针对TiO2/Sep纳米复合材料仅能利用紫外光的局限,以非金属N和不同稀土离子单掺杂与共掺杂改性来提高对可见光的吸收和光催化性能为研究目标,对所合成的双功能复合材料进行结构表征和可见光活性研究,同时进行了实际废水降解性能验证,并探究这种负载型催化剂的循环再生可行性。本文的创新点在于:（1）提出一种可用于中低品位海泡石的提纯与纤维解束方法。采用自然重力沉降法去除石英和滑石,微波酸化法去除可溶性碳酸盐同时对海泡石活化,通过物理方法冷冻干燥或者化学方法表面有机改性实现海泡石的纤维解束。（2）首次采用微波水热法替代传统煅烧法制备出TiO2/Sep复合材料,快速微波水热法保留了海泡石完整的孔径与大比表面积,避免煅烧法所带来的海泡石结构变化及粒子团聚等问题。（3）引入非金属元素N和稀土元素Eu,首次报道通过掺杂处理制备N-Eu共掺杂TiO2/海泡石复合材料,实现复合材料的可见光响应。论文取得的成果以及主要结论如下:（1）本研究所用海泡石纯度较低,主要杂质为石英、方解石及滑石等,热稳定性较高,形貌呈短纤维状,纤维间互相胶结在一起。自然沉淀法可除去石英等杂质,微波水热可除去碳酸盐等杂质,原矿通过自然沉淀提纯及微波酸化8 min后可得到高纯海泡石,品位从原矿的42%增加到90%以上。物理冷冻干燥处理可以在不破坏海泡石长径比的前提下,有效使海泡石纤维束分散成单根纤维。在-50°C条件下冷冻12 h后可得到高度分散的海泡石纤维,并且晶体结构依旧保持完整。化学改性处理可以增加纤维的表面电位,通过纤维之间强的排斥力抑制已分散纤维之间的再次团聚。经HDTMA改性后的海泡石表现出最佳的分散性及最高的比表面积。（2）分别采用常规煅烧法及微波水热法制备TiO2/Sep纳米复合材料。不同制备工艺会影响负载TiO2结晶度、TiO2晶体尺寸、复合材料孔隙率、复合材料比表面积及材料光催化性能。煅烧处理会在一定程度破坏载体海泡石的有序层状结构,增加负载锐钛矿纳米粒子尺寸,减小复合材料BET比表面积,导致光催化活性的降低。与常规煅烧法相比,微波水热法可以在短时间内制备出锐钛矿晶体尺寸小,结晶度好,比表面积高的纳米复合材料。采用微波水热法制备的复合材料比采用常规煅烧法制备的复合材料普遍具有更高的光催化活性。（3）不同Ti/Sep比例对TiO2/Sep纳米复合材料的光催化性能影响较大。在不投加催化剂或者催化剂仅为原始海泡石时,OG的光催化降解率低,可忽略不计。Ti/Sep比例为40 mmol/g时,复合光催化剂表现出最佳的光催化活性。改进的L-H动力学模型可以很好的描述不同实验参数对降解反应的影响。动力学研究表明大多数降解反应都符合拟一级动力学反应模型,而在高OG浓度条件下时,降解过程符合零级动力学反应模型。当催化剂投加量为0.8 g/L、OG初始浓度为10 mg/L、pH值为3时,经过150 min紫外光照后,降解率高达98.8%,此时表观速率常数kapp的值为30.74×10-3 min-1。（4）采用四种不同氮源（氨水、尿素、乙二胺和三乙胺）,通过微波水热法成功制得一系列N-TiO2/Sep纳米复合材料。通过XRD表征分析表明,材料的结晶度与掺杂剂的沸点有关,高沸点的掺杂剂如UR和EDA可抑制锐钛矿晶体的生长,海泡石表面负载的锐钛矿晶粒尺寸明显减小。TEM-EDX图像证实材料中N的成功掺杂,BET结果表明N掺杂可提高材料的比表面积,XPS能谱揭示N以Ti-O-N-O的形式间隙掺杂在TiO2的晶格中,而C仅对纳米复合材料表面进行改性。间隙N通过在O 2p价带上端形成孤立的N 2p态而起到过渡杂质能级的作用,C作为光敏剂减少光生载流子的重新复合。两者协同作用,共同产生可见光催化活性。UV-Vis DRS分析结合可见光降解实验的结果表明,NTS-EDA显示出最窄的禁带宽度（2.64 eV）,具有最宽的可见光吸收范围,其可见光催化活性优于未掺杂TiO2/Sep及单一N氮杂的TiO2/Sep纳米复合材料。另外掺杂N比例是影响催化活性的因素,当Ti/N理论添加摩尔比为4时,所制备的复合材料具有最佳的光催化性能。（5）采用六种不同稀土（La、Ce、Pr、Nd、Eu及Gd）,通过微波水热法制得一系列RE-TiO2/Sep纳米复合材料。稀土离子掺杂样品比未掺杂样品的锐钛矿结晶度更高,Ti-O-RE的形成有效地抑制了二氧化钛纳米粒子的团聚和晶体生长。N2吸附-脱附分析表明经RE3+掺杂后,结构性能得到改善。XPS分析证实了Ti4+离子和Ti3+离子的共存。此外,大部分掺杂样品对可见光的吸收强度更强,吸收范围更广。总之,稀土离子掺杂样品的结构、化学性质及光催化活性的提高程度与所掺杂RE3+的类别有关。在所有掺杂样品中,Eu-TiO2/Sep表现出更高的光催化活性,经过10 h可见光照射后,对OG的降解效率达到72%以上。在光降解过程中,Eu空的4f能级作为光生电子清除剂,而表面吸附的OH-充当空穴陷阱。因此材料优异的可见光活性主要归因于有效的电子转移、更多·OH的产生、光生e-/h+的良好分离。（6）采用微波水热法对TiO2进行N-Eu共掺杂,前驱体分别采用EDA和Eu（NO3）3,掺杂完成后,将其负载在海泡石表面。XRD表征分析表明,Eu3+掺杂对锐钛矿相TiO2微晶的形成和生长有明显的促进作用,锐钛矿结晶度随着Eu3+掺杂量的增加而增强,锐钛矿相晶粒尺寸逐渐增大,同时也对TiO2由锐钛矿相向金红石相的转变有促进作用。当Eu3+的掺杂量足够高时,样品中的TiO2产生了相变。SEM-TEM图像证实材料中N-Eu的成功共掺杂,海泡石纤维上所负载的TiO2结晶度高,且颗粒之间分散均匀,团聚较少;BET结果表明N-Eu共掺杂复合材料具有相对较大的比表面积,并且呈现出良好的介孔特质;PL光谱揭示Eu3+掺杂没有引起新的发光现象,而只是影响PL光谱强度,适量的Eu3+掺杂可以起到降低e-/h+的复合几率,提高光生载流子寿命的作用;UV-Vis DRS分析表明共掺杂复合材料的禁带宽度与Eu3+的掺杂量之间是线性变化的关系,共掺杂样品对光吸收性能的影响以N的的掺杂起主要作用。N原子和Eu原子在复合材料中的存在状态不同,导致N掺杂和Eu3+掺杂的可见光敏化机理不同。N掺杂方式为间隙掺杂,带隙能的降低是在O 2p价带上形成局部N 2p态,其在光子的跃迁过程中可起到过渡杂质能级的作用。Eu3+掺杂导致Ti-O-Eu的形成,Ti4+和Ti3+的共存促使了有效的电子转移、更多·OH的产生、光生e-/h+的良好分离。二者的协同效应使得N-Eu共掺杂复合材料表现出比单掺杂复合材料更高的可见光催化活性。（7）对实际废水进行光催化降解反应之前需先进行絮凝沉淀的预处理,其中FeCl3具有最佳的絮凝效果,最佳投加量为600 mg/L。N-Eu-TiO2/Sep复合材料对实际的印染废水有较高的CODCr去除率,将印染废水先稀释后降解具有更好的降解效果,CODCr去除率达到80%以上。样品重复使用的降解效果表明N-Eu-TiO2/Sep复合材料具有一定的稳定性,其在重复使用五次后对CODCr的去除率仍高于65%。从SEM图可以看出经过五次重复使用后,掺杂的TiO2仍然很好的负载在海泡石表面上且结合牢固。优异的光催化活性、高稳定性及良好的重复利用性表明N-Eu-TiO2/Sep复合材料在处理工业废水方面具有潜在的应用前景。
欧耳[2]（2018）在《固定相光催化反应器设计及处理水产养殖废水的实验研究》文中研究说明半导体光催化已经被当作是一种重要的环境治理技术,利用纳米材料降解水中的有机污染物受到人们普遍的关注。本文先是制备了负载型的高性能复合光催化材料,并通过对催化剂的安装、反应器的外型和光系统等模块的考虑设计了三种类型的固定相光催化反应器,同时测试了三种光催化反应器处理水产养殖废水的效果,并从中筛选出最优的光催化反应器。具体得出如下结论:（1）采用水热法与溶胶凝胶法制备了核壳中空纳米粒子TiO2@SiO2,选择涤纶纤维有机体作为催化剂载体,运用浸渍法将TiO2@SiO2粒子负载到涤纶纤维上,制备出高性能负载型催化剂;并对其进行了表面微观形貌分析,整理后涤纶纤维表面粗糙,表明TiO2颗粒已负载于纤维表面,XRD分析表明TiO2以锐钛矿型为主。（2）以制备的负载型光催化剂作为光催化反应器的核心,并通过对催化剂的安装、反应器的外型和光系统等模块分析,设计了平板式、筒式及金字塔式三种类型的固定相光催化反应器,以光催化反应器的光照面积与反应物体积之比（A/V值）作为设计依据,得到平板式、筒式及金字塔式三种类型光催化反应器（A/V值）分别为62.5、66.7、44.5。利用三种光催化反应器处理不同浓度的水产养殖废水表明,筒式光催化反应器降解率最大,3.5h降解率达到80%以上。（3）以筒式光催化反应器作为反应系统,分别探讨光催化剂投加量、曝气量、废水的pH值以及初始浓度等因素对水产养殖废水中氨氮与COD降解率的影响,结果表明在曝气量为1.0L/min,催化剂用量12.5g,碱性条件及氨氮与COD初始浓度分别在90mg/L与120mg/L时,氨氮与COD降解率最高,达到83.4%与85.7%。选取上述实验条件在模拟养殖箱中进行连续实验表明,可使实际养殖水体中的氨氮与COD浓度降低,3天内可达到我国污水综合排放一级标准（15mg/L）,并使水质保持清澈,减少换水频率。图33幅,表11个,参考文献98篇。
贾普琦[3]（2018）在《负载型ZnO/骨炭复合光催化剂的制备及应用研究》文中进行了进一步梳理随着世界经济的快速发展,人们对环境保护的重视程度不断加强。纳米光催化氧化技术作为上世纪新发现的一种绿色、环保、可持续的环境污染物处理方法,得到了世界范围内的广泛关注和研究。其中,ZnO光催化剂具有价格低廉、无毒、催化活性高、氧化能力强等优点,因而拥有广阔的应用前景。但纳米尺寸光催化材料在实际应用中也存在各种不足,如:对可见光的利用率低、纳米尺寸粉体易团聚、易对环境造成二次污染等。因此,需要寻找一种价格低廉、具有良好吸附性能的大颗粒载体,将其负载纳米光催化剂后得到大颗粒负载型光催化剂,以实现光催化技术在环境治理方面的大规模应用。本文以牛骨颗粒作为光催化剂载体原料,热解后得到具有大比表面积的介孔骨炭,利用化学沉淀法制备纳米ZnO前驱体,通过氢键作用力将其吸附到骨炭表面,经烧结后成功制备出具有良好可见光催化活性的负载型ZnO/骨炭光催化剂。论文系统考察了骨炭和ZnO/骨炭复合光催化剂的制备工艺对其物理化学性能的影响;研究了不同反应条件骨炭对有机污染物吸附率及ZnO/骨炭对有机污染物光催化降解率的影响。另外,本文还对骨炭吸附有机污染物的机理及ZnO/骨炭光催化降解有机污染物的机理进行了研究。对羟基磷灰石相骨炭颗粒吸附亚甲基蓝染料的行为进行了研究。结果表明,吸附作用力涉及静电吸引,路易斯酸碱作用力和氢键;吸附率随溶液pH值的增大而增大;吸附过程不仅受外扩散控制,而且受内扩散控制;平衡吸附量随亚甲基蓝溶液质量浓度、骨炭加入量的减少而增大,吸附率随反应体系温度升高、热解时间延长而减小,随振荡速率的增大呈现先增大后减小的趋势;骨炭的比表面积和表面组成对其吸附行为具有重要影响;当pH为10.4时,骨炭对亚甲基蓝的吸附机制为离子交换,符合伪二级动力学方程;热力学计算表明,骨炭吸附亚甲基蓝的过程是一个自发的放热过程。二水合醋酸锌在含封端剂三乙胺的乙醇溶液中生成了 ZnO前驱体,经骨粒或骨炭吸附并干燥后,于400℃烧结可得到ZnO/骨炭复合光催化剂。研究了载体状态、骨炭粒径、ZnO和骨炭质量比、ZnO和三乙胺物质的量比对ZnO/骨炭样品的表观形貌、比表面积及吸收光谱的影响。结果表明,与骨炭样品相比,ZnO负载在骨粒表面经烧结后,ZnO/骨炭的比表面积增加,ZnO负载在骨炭颗粒表面经烧结后,ZnO/骨炭的比表面积减小;ZnO的负载减少了骨炭表面有效吸附位点数量,使ZnO/骨炭的吸附能力比骨炭弱;大的骨炭外比表面积、或增加ZnO与骨炭质量比,可使骨炭外表面吸附更多的ZnO,烧结后生成的纳米ZnO颗粒表面能大,容易在骨炭表面发生团聚;减少三乙胺的量,会使ZnO前驱体颗粒在无水乙醇中无法均匀分散,容易导致ZnO在骨炭表面形成团聚;ZnO和三乙胺物质的量比为1:1时得到ZnO前驱体,以质量比1/11.99呈单层均匀负载到经400℃热解2h、粒径为0.5～0.8mm的骨炭表面上,可得到高结晶度和具有良好可见光吸收能力的ZnO/骨炭样品。ZnO/骨炭的光催化活动性评价分析方法为在模拟日光下光催化降解亚甲基蓝溶液。研究了亚甲基蓝溶液中氧含量、pH值、光生空穴和羟基自由基等因素对ZnO/骨炭复合光催化剂的光催化性能的影响。结果表明,亚甲基蓝溶液的pH值大于ZnO/骨炭的零电荷点（pHPZC=9.3）时,大量的氢氧根可以被氧化成为活性羟基自由基,其与表面光生空穴协同作用提高ZnO/骨炭对亚甲基蓝的光催化降解率和速率;当pH值小于9.3时,羟基自由基数量减少,导致ZnO/骨炭的光催化速率较低;当pH值大于7.0时,溶解氧可被光生电子还原为活性超氧自由基,从而增加ZnO/骨炭的光催化活性。ZnO/骨炭对亚甲基蓝的光催化作用主要来自光生空穴的直接氧化,同时也存在光生电子还原溶解氧生成超氧自由基和光生空穴氧化水或氢氧根生成羟基自由基的间接氧化作用。高活性、无选择性的光生空穴和羟基自由基可将亚甲基蓝氧化为无毒害的小分子无机物和有机物。采用间歇法研究了温度、相对湿度、气流速度对ZnO/骨炭复合光催化剂降解甲醛气体的影响。结果表明,低温有利于甲醛的降解,最佳相对湿度为40%,最佳气流速度为2 L·min-1,活性光生空穴和羟基自由基共同使甲醛发生氧化降解。
陈绪兴[4]（2017）在《空气中典型小分子HC化合物的室温催化降解研究》文中指出随着工业化进程的快速推进,日益突出的环境问题已成为限制人类社会健康发展的关键问题。当今人类正面临着环境污染所带来的威胁,大气污染所带来的危害尤为严重,而HC化合物作为汽车尾气中三大污染物之一,最近几年来引起了大家的广泛关注。由于大量未被充分燃烧而排放到大气中的HC化合物在光照下可以与氮氧化物反应生成光化学烟雾,不仅导致雾霾的形成,而且严重危害人类的健康。因此,如何治理空气中HC化合物已成为全人类所共同关注的话题。在本论文中我们以乙烯和甲烷这两种典型HC化合物为研究对象,探索了室温下催化降解空气中HC化合物的方法。主要研究内容包括如下几个方面:1.制备了一系列半导体光催化剂 g-C3N4 CdS、Cu2O、BiVO4、Ag3PO4、WO3、SrTi03、TiO2,并进行了光催化降解乙烯的测试,根据实验结果以及通过调研文献提出了具有高效光催化降解乙烯活性的半导体催化剂必须满足以下三个条件:首先,半导体导带底的位置必须高于-0.33 eV（Normal Hydrogen Electrode,NHE）;其次,半导体的价带顶的位置必须低于+2.59 eV（NHE）;最后,半导体的带隙必须大于2.92 eV。然而通常单一半导体光催化剂很难同时满足上述三个条件,少数能够满足以上条件的半导体光催化剂也只能吸收紫外光,无法充分利用太阳光。受植物光合作用的启发,我们提出利用两种窄带隙半导体构建Z-scheme复合结构的光催化剂来高效光催化降解乙烯的设计方案,并且通过制备g-C3N4-Ag3PO4和In2O3-Ag-Ag3P04两种Z-scheme复合结构进行光催化降解乙烯,从实验上对上述设想进行了验证。2.为了实现室温下热催化氧化空气中的较低浓度的乙烯,首先我们从热力学和动力学出发对C2H4+O2→CO2+H2O这个反应进行了分析,结合文献调查,确定了利用贵金属纳米颗粒催化氧化乙烯的方案。针对反应产物水的积累会导致催化剂迅速失活的问题,提出采用超疏水性材料作为载体的方案,进而提出了利用超疏水性的载体负载贵金属纳米颗粒催化剂来实现低温下热催化氧化空气中较低浓度的乙烯的设计思路。然后在实验上,我们利用超疏水性的多壁碳纳米管（MCNTs）作为载体,制备了一系列MCNTs负载不同质量分数的贵金属Pt纳米颗粒催化剂1-Pt-MCNTs、2-Pt-MCNTs、3-Pt-MCNTs,并测试了它们催化氧化乙烯的性能,结果发现当Pt的质量分数为3%时就能实现在室温下甚至低温0℃下完全催化氧化200 ppm的乙烯,而且在室温下120 h的稳定性测试下其催化活性保持不变,在低温0℃时也具有很好的稳定性。3.由于甲烷分子中C-H键的键能大而且甲烷是非极性分子,因此甲烷分子中的C-H键极难被活化。为了实现室温下光催化氧化空气中较低浓度的甲烷,我们利用极性半导体ZnO中非极性面上交替排列的Zn2+和O2-所组成的Zn2+-O2-离子对以及其内电场来增强甲烷分子中C-H键的振动,从而在光照下实现甲烷的C-H键的活化。为了进一步提高光催化降解甲烷的活性,针对半导体光催化中决定最终光催化活性的三个关键步骤:光的吸收、电子-空穴的分离与迁移、表面的催化氧化还原反应,提出以下三种策略:（I）利用金属纳米颗粒的等离子共振引入可见光吸收;（Ⅱ）利用极性半导体的内建电场促进光生电子-空穴的分离与迁移;（Ⅲ）利用光催化剂表面的缺陷加速表面的氧化还原反应。最后制备了纳米ZnO负载Ag纳米颗粒的光催化剂,并进行了光催化降解甲烷的测试。实验结果表明,纳米ZnO在模拟太阳光下可以高效催化氧化甲烷,负载Ag纳米颗粒后可以进一步实现在可见光照射下高效催化氧化甲烷。
梁文杰[5]（2014）在《表面修饰负载型纳米TiO2光催化在水质分析及污染物治理中的应用》文中进行了进一步梳理光催化氧化是绿色高效的高级氧化技术,是污染治理技术和样品分析前处理研究热点和前沿领域,具有效率高、能耗低、操作简便、反应条件温和、适用范围广及可减少二次污染等突出特点。固相萃取技术对分析物的回收率高,可去除干扰组分,少用或不用有机溶剂,可减少环境污染,能处理小体积试样,操作简单,省时,省力,易于自动化,在痕量物质分析预处理中日趋受到重视。纳米TiO2具有比表面积大、吸附能力强、无毒、价廉和使用寿命长、具有光催化降解性能等优点,在水质分析和光催化水体污染降解处理领域应用前景广阔。但纳米TiO2实际应用受限于:表面强极性,粒子表面能高,易团聚,有效作用面积下降;有机污染物在纳米TiO2表层覆盖率低,影响纳米TiO2对有机污染物的吸附和光降解性能;光响应范围限于紫外波段,难以有效利用太阳光;回收困难,因此必须对TiO2进行负载及改性。海洋中磷的可利用性影响海洋初级生产力、物种分布和生态系统的结构。在贫营养海域,可溶性磷浓度通常在nmol/L水平。浮游植物可利用可溶性有机磷（DOP）作为无机磷的替代来源。磷的生物地球化学循环研究必须有操作方便、成本低、可适用于发展中国家和船上使用的检测手段来测定痕量可溶性有机磷和无机磷的分析技术。有机磷农药是使用广泛、用量最大的杀虫剂。目前,有机磷农药测定一般采用气相色谱和高效液相色谱,测定准确、可靠、重现性好、检测限较低,但操作繁琐、需前处理和大量昂贵且有毒有机试剂,费时（2-4 h）、成本高（仪器成本和运行成本）,不适用于野外实时监测。因此,研发绿色、快捷、精确、成本适宜、便携、操作简单的检测新方法仍然是一个挑战。微囊藻毒素毒性很强,可对哺乳动物的肝脏和神经系统造成损害,危及饮用水安全。急需微囊藻毒素的有效处理方法。饮用水混凝沉淀、砂滤、吸附等处理方法不能有效去除。活性炭吸附可有效去除,但不能破坏有毒基团,易产生二次污染。生物法虽可完全降解,但降解周期长。化学氧化法可将微囊藻毒素彻底氧化成CO2和H2O等无害物质,即使部分氧化也可提高微囊藻毒素的可生化性,但处理成本高、存在二次污染等问题。开发新的治理技术迫在眉睫。通过本论文的研究,得出以下结论:（1）建立赖氨酸表面修饰Fe3O4@SiO2@TiO2预富集-分光光度法测定海水中可溶性痕量有机磷和无机磷新方法水热反应合成Fe3O4@SiO2@TiO2,经赖氨酸表面修饰后为固相吸附剂。当吸附剂浓度为1.2 mg/mL,对海水（pH=8.3）中可溶性磷富集30 min,吸附率可达到98.1%,以盐酸调节体系pH值至4.0,可有效洗脱磷,洗脱率为94.8%,富集倍数100倍。避光条件下,选择性吸附富集无机磷;再经紫外线照射,将有机磷转化为无机磷酸根,吸附富集、测定得可溶性总磷浓度,差减法得可溶性有机磷浓度。当可溶性磷浓度为3.4-1134 nmol/L时,线性良好,检测限可达1.33 nmol/L,已实际应用于南海海水和台湾海峡海水中可溶性无机磷和可溶性有机磷的检测,与镁引导共沉淀法相比无显着差异。（2）构建抗坏血酸表面修饰二氧化钛耦合薄层色谱法现场分离、可视化检测有机磷农药全分析系统首次将表面修饰纳米TiO2吸附洗脱分离和可见光光催化降解样品前处理技术引入薄层色谱法（TLC）,为TLC发展提供新思路。鉴于表面修饰纳米Ti02对不同有机磷农药亲合吸附性能的差异,在展开剂(正己烷:丙酮:甲醇:水=5:2:1.5:1.5（v/v）中展开分离12 min,可有效分离5种有机磷农药（毒死蜱、马拉硫磷、甲基对硫磷、辛硫磷、甲胺磷）;用350W氙灯模拟太阳光,光照20 min,可将有机磷转化为无机磷酸根,用钼酸盐显色,拍照,应用图像处理软件量化颜色强度,实现低成本、快速、简便、现场检测。线性浓度范围为19.3 nmol P·L-1至2.30μmol·P·-1,可达到生活饮用水对有机磷农药标准的检测要求。（3）建立5-磺基水杨酸修饰Fe3O4@SiO2@TiO2可见光光催化降解水体中微囊藻毒素新技术以5-磺基水杨酸修饰Fe3O4@SiO2@TiO2为催化剂,当催化剂用量1.2 mg/mL,在pH值4.0、微囊藻毒素-LR（MC-LR）起始浓度为70μg/L,经350W氙灯光照120 min,对MC-LR可见光光催化降解率可达98.6%,达到国家水质标准允许最高浓度（1.0μg/L）。本法提供了一种绿色、经济、高效、可重复使用的水体藻毒素治理新型催化剂。
王曦[6]（2011）在《光催化降解二甲基亚砜效果及影响因子研究》文中研究表明随着工业的发展,大量的有机化合物以各种形式进入到环境中,给人类的生活带来了严重危害。二甲基亚砜其本身的毒性并不高,而且在大部分的用途上皆可回收再使用,在地球硫循环中具有重要的影响。作为一种广泛应用于工业领域的溶剂及添加剂,对其降解处理还是引起了人们的关注。因其具有难以生化处理等特点,采用化学氧化法对其处理成为了进来的主要研究方向。过硫酸根离子可以作为电子受体与之反应降低半导体中电子/空穴复合的概率,同时过硫酸盐离子本身可以生成硫酸根自由基,还可以促进光催化反应体系中羟基自由基的生成。所以过硫酸盐离子可以提高光催化氧化反应体系的活性。本文首先研究了以不锈钢和铝片为载体的固定相催化剂对二甲基亚砜的降解,随后比较了不同类型的二氧化钛催化剂其光催化氧化降解二甲基亚砜的效率,并将其中对二甲基亚砜降解更为有效的Degussa P25型悬浆液催化剂应用于后续实验。然后研究过硫酸盐离子对二甲基亚砜降解的影响。实验结果表明,对于固定相催化剂体系,流量流速的提高、光照强度的增加都会提高光催化氧化反应的效率,反应器内的液面高度并未对结果产生影响。相同的电泳沉积时间作用下,不锈钢与铝片对同种二氧化钛颗粒的固定能力一样, P25型催化剂的沉积量远高于同样条件的PC500型沉积量。二甲基亚砜的去除率随着催化剂沉积量的增加而增加,M100型催化剂对二甲基亚砜的去除效果最差,D400型的效果最好。载体表面固定相的二氧化钛质量会随着反应的进行而减少,进而影响到光催化反应活性。对于不锈钢载体来说,进行5次重复实验后,催化剂的活性降低了70%。而对于同等反应条件下的铝片载体来说,进行5次重复实验后,催化剂的活性降低了74%。实验比较了同等催化剂质量的悬浆体系与固定相体系,结果表明对于同一种类同一浓度的催化剂,悬浆体系的催化效率高于固定化催化剂。同样反应条件下,Degussa P25型催化剂的催化效率高于等浓度的Millennium PC500型催化剂。对P25型悬浆液催化剂的研究表明,光催化氧化体系中过硫酸根离子的降解反应动力学以及过硫酸根离子存在下的光催化氧化体系中的二甲基亚砜的降解反应动力学均符合Langmuir-Hishelwood的一级反应。过硫酸盐可以提高光催化氧化系统的活性,且过硫酸盐浓度、催化剂浓度、底物起始浓度及pH会对二甲基亚砜的去除率产生影响。过硫酸根离子对二甲基亚砜降解过程中的含硫中间产物的浓度及变化具有影响。
解恒参[7]（2011）在《煤和大港减压渣油的光催化氧化解聚》文中认为重质碳资源的高效洁净利用是解决我国能源问题的重要途径,解析和了解其结构是实现其成功解聚和有效利用的重要前提。光催化氧化法对煤和大港减压渣油的解聚能从分子角度,选择性的、非破坏性的分析煤和重油的结构特征,从而为此类重质碳资源的高效洁净利用和成功转化提供重要依据。神府煤、葛亭煤、锡林浩特煤、霍林浩特煤等因成煤时间的差异而具有不同的分子结构,它们也是中国现存煤种的典型代表。采用固相混合开放体系、非均相水合悬浮开放体系和非均相混合密闭体系分别对煤炭进行了光催化氧化,并用丙酮或甲醇萃取分离和GC/MS等方法分析后得知:不同体系的光氧化反应均能使得煤炭得到氧化解聚,只是不同体系的氧化效果不甚相同,不同煤种的氧化程度也不尽相同。与原煤相比,氧化煤中稠环芳烃和支链烷烃中的甲基、亚甲基能够被光催化氧化产生的羟基自由基优先氧化;形成的羟基化合物会进一步氧化而不同程度的解聚,氧化的最终产物为二氧化碳和水,乙酸是反应过程中重要的水溶性中间产物;氧化煤中的酯类、酮类、环氧化合物等含氧化合物的比例明显增加;芳环化合物的比例大量减少;长链烷烃的碳链能在光催化氧化下不同程度的降碳解聚。光催化氧化也能显着改变煤炭的萃取率。大港减压残渣作为一种重质油,其丰富的有机物含量足以让人们对其开发充满期待,但是它的成功解析和有效转化与煤炭类似,一直是一个期待解决的瓶颈问题。为了充分说明光催化氧化对大港减渣的氧化效果,大港减渣的环己烷溶液在非均相体系中进行了13 h的光催化氧化。GC/MS和FTIR分析显示,光催化氧化能使大港减压残渣成功转化。转化后的环己烷溶液中发现了大量的含氧化合物（相对含量92.94%）,其中包括36.05%的羧酸类化合物、14.56%的酯类化合物（特别是草酸酯类化合物）和19.12%的环氧化合物;原样中70%的正构烷烃含量氧化后降低至不足30%,直链烷烃的碳链也被不同程度的解聚。为了解光催化氧化煤炭和大港减压渣油的解聚机理,通过对苯、甲苯、二甲苯、苯酚、萘系列化合物以及石蜡等模型化合物进行光催化氧化发现:羟基氧化是光催化氧化的主要途径;光催化氧化下形成的电子-空穴对对催化剂表面的水或有机物的氧化,会导致羟基自由基的形成;羟基取代大分子中的活性氢（主要是α-H）会形成仲醇、伯醇或酚,醇分子内或分子间脱水生成不饱和化合物或环氧化合物;醇类化合物也会进一步氧化形成醛、酸、酯;羧基化合物的脱羧会得到降碳解聚产物;部分环状烃在羟基的氧化下会发生开环反应。提高光催化氧化对煤和大港减压渣油的解聚效果是实现此技术实际应用的根本。本文利用煤特殊的组成,制备了掺煤的二氧化钛光催化剂。XRD和BET等技术的表征和解聚煤和大港减压渣油的应用表明:自制的掺杂光催化具有较强的光催化活性,可用作解聚内容物较为复杂的大分子有机体。优选和表征也发现掺神府煤12wt%的二氧化钛活性最高。它是一种疏松双孔径结构的锐钛型纳米颗粒,具有很强的吸附性能,作为催化剂对大港重油和煤炭的光催化氧化达到了很好的解聚效果。扩大实验样品的用量时（即小试实验）也能获得同样的氧化效果。
雷萍[8]（2011）在《N，N-二甲基乙酰胺光催光氧化降解的优化及HPLC分析》文中研究说明DMAC是一种具有良好溶解能力的溶剂,已被广泛应用于膜生产工艺,产生了大量的DMAC生产废水。因此,如何降解消除DMAC造成的污染废水,一直受到社会各界的关注。本文针对膜生产过程中产生的大量DAMC溶剂废水,研究了光催化氧化降解DMAC的条件优化及其机理,寻找HPLC的色谱分离条件,运用HPLC对降解效果进行检测及对降解过程中微观行为的研究。取得以下成果:（1）通过条件摸索,HPLC分离DMAC及其降解产物的最佳色谱分离条件为:流动相用8:92的甲醇:水（0.4%乙酸）溶液,流速为1.0mL/min,采用二极管矩阵全谱扫描的最大紫外吸收谱图;（2）DMAC的光催化降解过程中,DMAC中间氧化产物按照生成顺序共有4种产物1、产物2、产物3和产物4,除产物4外,其余的氧化产物在氧化过程均有从生成→积累→消失的规律;DMAC的分子式为CH3CON（CH3）2,含有C、H、O、N四种元素,其中N含量为16 %;光催化氧化使其最终矿化,生成CO2、H2O和无机盐。最终产物4是N的转化生成物,运用盐酸萘乙二胺比色法,证明了DMAC中N转化的最后生成物不是NO2-,利用多维色谱进一步鉴定了N的最终存在形态为NO3-,这一结果为解释降解机理提供了依据。（3）光催化氧化法降解DMAC时,UV-C为最佳光源,DMAC浓度为500mg/L、催化剂用量为3g/l、水样酸碱度为中性时,降解效率最高。（4）根据DMAC及其降解产物的HPLC追踪测定结果,在最佳降解条件下,描述DMAC降解产物生成→积累→消失规律的方程式分别为:产物1:C = - 0.2147t2 + 0.5775t - 0.0047产物2:C = 0.0727t2 + 0.0095t - 0.0085产物3: C = 0.0014t2 + 0.0043t - 0.0045及降解终产物NO3-的方程式为:C = 0.0259t-0.0479其为DMAC废水降解过程中各个产物间的转化提供了一定的动力学参考。（5）根据DMAC降解过程酸碱度变化趋势,结合相关报道,产物1、产物3的生成伴随着酸性物质,使得降解体系pH值降低;产物4的产生伴随着碱性物质的生成,导致体系pH增加;降解14h后体系酸碱度达到稳定,此时,DMAC彻底矿化产生NO3-。（6）以通透膜制造产生的溶剂废水为对象,通过测定废水的水质参数,根据光催化氧化DMAC过程中对不同DMAC模拟废水降解的优化降解,实验对制膜废水进行了最优化条件下的降解,结果表明,在3g/l催化剂下光催化氧化500g制膜废水需36h～42h。
侯娜[9]（2008）在《即时分离型光催化反应器处理水中有机污染物的研究》文中研究说明水体的有机污染问题已成为全球关注的焦点,以水中有机污染物为对象的各种水处理技术不断涌现。光催化氧化技术是一种新兴的绿色环境治理技术,尤其对于饮用水中的微量有机污染物,具有去除彻底、矿化完全且无二次污染等特点,因此被誉为去除有机物的"杀手锏"。另外,它还可以将高浓度的有毒、有害的难降解大分子有机物分解无毒、无害、易降解的小分子有机物,大大提高废水的可生化性,因而还可以作为高浓度难降解有机废水的预处理工艺。本文针对长期困扰光催化氧化研究工作的、反应完成后悬浮相光催化剂与水分离困难的问题,设计了一种新型的"即时分离型"光催化氧化反应器,成功解决了悬浮相光催化反应完成后光催化剂与水的即时分离问题,并研究了即时分离型光催化反应器对水中有机污染物的去除效果及其影响因素。本文主要研究结论如下:（1）即时分离型光催化反应器对光催化剂的分离效果良好,出水水质清澈透明,反应器出水浊度在0.4Ntu以下。（2）即时分离型光催化反应器能有效去除水中的有机污染物。在Ⅰ型二氧化钛光催化剂投加量为1g/L的条件下处理自来水,自来水3hCODMn、3hTOC和3hUV254的去除率分别为17.3%、29.9%和67.4%。同样条件下处理初始浓度为4.34mg/L的苯酚水溶液,3h苯酚去除率为93.8%,3hTOC去除率接近50%。在Ⅰ型二氧化钛光催化剂投加量为0.1g/L的条件下处理初始浓度为220μg/L左右的四种典型内分泌干扰物阿特拉津、双酚A、三氯甲烷和六氯苯,反应1h后,这四种内分泌干扰物的去除率分别为94.9%、98.7%、84.4%和74.7%。（3）采用Langmuir-Hinshelwood.动力学方程对光催化反应过程进行描述,发现苯酚、阿特拉津、双酚A、三氯甲烷和六氯苯的光催化氧化降解过程均符合一级反应动力学规律。（4）足够的反应时间是保证光催化氧化降解有机污染物效果的一个重要条件。光催化反应时间越长,有机污染物去除率越高,但其光催化氧化矿化速率低于其光催化氧化降解速率。（5）不同的光催化剂对自来水中有机污染物的去除效果不同。在五种光催化剂投加量均为1g/L的条件下处理自来水,结果表明,Ⅰ型和V型二氧化钛光催化效果最优。（6）光催化剂投加量须有合适的范围。本研究条件下,采用UV/TiO2体系处理自来水时,合适的光催化剂投加量为1g/L左右。（7）辐照度也是影响光催化氧化有机污染物效果的重要因素。随紫外灯只数的减少,光催化氧化有机污染物的效果降低,但也受紫外灯均布与否的影响。（8）有机物初始浓度越高,光催化氧化降解及矿化有机物水溶液的速率越慢,有机物的去除效果越差。自来水中所含的其它微量有机物、金属离子以及无机阴离子对光催化氧化有机污染物的效果的总体影响是负效应大于正效应,不利于有机污染物的光催化氧化。（9）在本文设计的光催化反应器中,加压的循环水对反应液的搅拌效果良好,悬浮相光催化剂在水中的分布均匀,在一定范围内改变循环流量大小没有对光催化效果产生影响。（10）外加氧化剂H2O2或O3可以显着提高光催化氧化有机污染物的速率和效率。但在UV/TinO2体系中同时添加双氧水和臭氧比单独添加双氧水或臭氧的协同效应更加显着,取得相同的有机污染物降解或矿化效果所需的光催化反应时间可以大大缩短。本研究条件下,不同反应体系表观速率常数的大小次序依次为:UV/H2O2/O3/TiO2>UV/O3/TiO2>UV/H2O2/TiO2>UV/O3>UV/H2O2>UV/TiO2。
齐普荣,王光辉,于荣[10]（2007）在《TiO2光催化氧化处理偶氮染料废水的研究进展》文中提出二氧化钛具有较高的光稳定性和反应活性,可用于处理偶氮染料废水。对二氧化钛光催化氧化的影响因素、提高二氧化钛光催化氧化处理偶氮染料废水效率的途径和光催化氧化联用处理技术进行了综述,提出今后研究重点是扩展二氧化钛对可见光的光潜响应、提高太阳光的利用率以及加强气-质联用、液-质联用技术在处理偶氮染料废水中的应用。
二、固定相光催化氧化技术的研究与进展（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、固定相光催化氧化技术的研究与进展（论文提纲范文）
（1）掺杂型TiO2-海泡石复合材料的制备及其光催化性能研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海泡石的研究现状 |
| 1.1.1 国内外海泡石资源的分布状况 |
| 1.1.2 海泡石的晶体结构与特性 |
| 1.1.3 海泡石的提纯与改性 |
| 1.1.4 海泡石的在环境领域中利用现状 |
| 1.2 印染废水的特点及当今治理方法 |
| 1.2.1 印染废水的起源及特点 |
| 1.2.2 印染废水的处理现状 |
| 1.3 TiO_2光催化技术研究进展 |
| 1.3.1 光催化技术发展概述 |
| 1.3.2 TiO_2光催化存在的问题 |
| 1.3.3 TiO_2光催化剂的负载固定化 |
| 1.3.4 TiO_2/粘土复合材料的研究进展 |
| 1.4 掺杂型TiO_2的研究进展 |
| 1.4.1 非金属元素掺杂 |
| 1.4.2 稀土金属离子掺杂 |
| 1.4.3 稀土-非金属共掺杂 |
| 1.5 课题的研究目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 海泡石的提纯及解束处理研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 2.2.2 海泡石的提纯活化处理 |
| 2.2.3 海泡石的纤维解束处理 |
| 2.2.4 材料的表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 海泡石的理化性质分析 |
| 2.3.2 纯化处理对海泡石晶体结构的影响 |
| 2.3.3 微波酸活化处理对海泡石晶体结构的影响 |
| 2.3.4 冷冻干燥处理对纤维表面形貌的影响 |
| 2.3.5 化学改性处理对纤维表面形貌的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 不同工艺制备TiO_2/海泡石复合材料及其光催化性能对比研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 3.2.2 前驱体溶液的制备 |
| 3.2.3 TiO_2/海泡石复合材料的制备 |
| 3.2.4 材料的表征 |
| 3.2.5 TiO_2/海泡石复合材料的光催化性能验证 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TiO_2/海泡石纳米复合材料的XRD测定 |
| 3.3.2 TiO_2/海泡石复合材料的SEM表征 |
| 3.3.3 TiO_2/海泡石复合材料的TEM表征 |
| 3.3.4 TiO_2/海泡石复合材料的BET结果分析 |
| 3.3.5 TiO_2/海泡石复合材料的形成机理 |
| 3.3.6 制备工艺对TiO_2/海泡石复合材料光催化性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 TiO_2/海泡石复合材料对橙黄G的光催化反应动力学研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 4.2.2 TiO_2/海泡石复合光催化剂的制备 |
| 4.2.3 材料的表征 |
| 4.2.4 TiO_2/海泡石复合材料的光催化性能验证 |
| 4.2.5 光催化降解动力学模型的建立 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Ti/海泡石配比对光催化活性的影响及其动力学分析 |
| 4.3.2 催化剂投加量对光催化效果的影响及其动力学分析 |
| 4.3.3 橙黄G初始浓度对光催化效果的影响及其动力学分析 |
| 4.3.4 pH值对光催化效果的影响及其动力学分析 |
| 4.3.5 橙黄G溶液降解过程的UV-Vis分析 |
| 4.3.6 TiO_2/海泡石复合光催化材料的稳定性研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 氮掺杂TiO_2/海泡石的制备及其可见光催化性能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 5.2.2 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的制备 |
| 5.2.3 材料的表征 |
| 5.2.4 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的可见光催化性能验证 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的XRD测定 |
| 5.3.2 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的TEM表征 |
| 5.3.3 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的BET结果分析 |
| 5.3.4 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的XPS结果分析 |
| 5.3.5 氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的UV-Vis DRS结果分析 |
| 5.3.6 不同氮源制备的氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的可见光催化性能比较 |
| 5.3.7 不同N掺杂比例对氮掺杂TiO_2/海泡石复合材料的结构及光催化性能的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 稀土离子掺杂TiO_2/海泡石的制备及其可见光催化性能研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 6.2.2 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的制备 |
| 6.2.3 材料的表征 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的XRD测定 |
| 6.3.2 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的SEM-TEM表征 |
| 6.3.3 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的BET结果分析 |
| 6.3.4 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的XPS结果分析 |
| 6.3.5 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的PL结果分析 |
| 6.3.6 稀土掺杂TiO_2/海泡石复合材料的UV-Vis DRS结果分析 |
| 6.3.7 不同稀土掺杂的TiO_2/海泡石复合材料的可见光催化性能比较 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石的制备及其可见光催化性能研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 实验原料、试剂及设备仪器 |
| 7.2.2 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的制备 |
| 7.2.3 材料的表征 |
| 7.2.4 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的可见光催化性能验证 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的XRD测定 |
| 7.3.2 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的SEM-TEM表征 |
| 7.3.3 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的BET结果分析 |
| 7.3.4 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的PL结果分析 |
| 7.3.5 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料的UV-Vis DRS结果分析 |
| 7.3.6 Eu-N配比对可见光催化性能的影响 |
| 7.3.7 Eu-N共掺杂TiO_2/海泡石复合材料对实际废水降解的研究 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）固定相光催化反应器设计及处理水产养殖废水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 TiO_2光催化材料的研究及应用 |
| 1.2.1 TiO_2光催化氧化还原反应原理 |
| 1.2.2 TiO_2光催化技术在废水处理中的应用 |
| 1.3 光催化反应器的研究现状 |
| 1.3.1 光催化反应器的发展 |
| 1.3.2 悬浮式光催化反应器 |
| 1.3.3 固定床光催化反应器 |
| 1.3.4 流化床光催化反应器 |
| 1.4 水产养殖废水 |
| 1.4.1 水产养殖废水中污染现状 |
| 1.4.2 水产养殖废水处理技术 |
| 1.5 研究内容 |
| 2 负载型光催化材料的制备与表征 |
| 2.1 光催化剂负载 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂及实验仪器 |
| 2.2.2 TiO_2@SiO_2核壳中空纳米粒子的制备 |
| 2.2.3 负载纳米TiO_2@SiO_2光催化剂的制备 |
| 2.3 光催化剂表面测试 |
| 2.3.1 负载纳米TiO_2@SiO_2光催化剂表面微观形貌分析 |
| 2.3.2 负载纳米TiO_2@SiO_2光催化剂表面元素分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 光催化反应器的设计 |
| 3.0 纳米二氧化钛光催化动力学特征及光反应器设计要求 |
| 3.1 反应器的数学模型 |
| 3.2 催化剂的安装方式设计 |
| 3.3 反应器光系统的设计 |
| 3.3.1 光源的选择 |
| 3.3.2 紫外光辐射规律测定 |
| 3.4 固定相光催化反应器的结构设计及测试 |
| 3.4.1 材料与仪器 |
| 3.4.2 平板式光催化反应器 |
| 3.4.3 筒式光催化反应器 |
| 3.4.4 金字塔式光催化反应器 |
| 3.4.5 反应器设计计算 |
| 3.4.6 反应器效果检验及选用 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 筒式光催化反应器处理水产养殖废水的实验研究 |
| 4.1 实验仪器与主要材料 |
| 4.2 实验方法与内容 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论及展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读硕士学位期间发表的文章 |
| 致谢 |
（3）负载型ZnO/骨炭复合光催化剂的制备及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 光催化剂研究进展及应用 |
| 1.3 光催化剂的光催化原理 |
| 1.4 ZnO半导体光催化剂 |
| 1.4.1 纳米ZnO的制备方法 |
| 1.4.2 纳米ZnO光催化剂的缺陷 |
| 1.4.3 ZnO光催化剂的改性 |
| 1.4.4 ZnO光催化剂的应用 |
| 1.4.5 负载型ZnO光催化剂的研究进展 |
| 1.5 骨炭的研究及应用 |
| 1.5.1 骨炭的基本性质 |
| 1.5.2 骨炭的应用 |
| 1.6 选题意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 选题意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 第2章 实验研究方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验原材料与试剂 |
| 2.2.2 主要实验设备和仪器 |
| 2.3 分析、表征方法 |
| 2.3.1 物相分析 |
| 2.3.2 微观形貌及成分分析 |
| 2.3.3 红外光谱检测 |
| 2.3.4 比表面积测试 |
| 2.3.5 锌离子浓度检测 |
| 2.3.6 元素组成分析 |
| 2.3.7 碳质量分数检测 |
| 2.3.8 固体物质吸收光谱分析 |
| 2.4 ZnO/骨炭的活性评价研究方法 |
| 2.4.1 降解体系的选择 |
| 2.4.2 有机污染物质量浓度分析 |
| 2.4.3 有机污染物光降解中间产物成分分析 |
| 2.4.4 吸附性能测试 |
| 2.4.5 ZnO/骨炭的光催化活性评价 |
| 第3章 骨炭吸附亚甲基蓝行为研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 骨炭的制备 |
| 3.2.2 骨炭零电荷点(pHPZC)的测试 |
| 3.2.3 骨炭吸附亚甲基蓝溶液研究 |
| 3.3 吸附动力学、等温线及热力学模型 |
| 3.3.1 伪二级动力学模型 |
| 3.3.2 内扩散模型 |
| 3.3.3 吸附等温线理论 |
| 3.3.4 吸附热力学 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 骨炭的物理性能表征 |
| 3.4.2 pH值的影响 |
| 3.4.3 骨炭粒径的影响 |
| 3.4.4 骨粒热解时间的影响 |
| 3.4.5 亚甲基蓝初始质量浓度的影响 |
| 3.4.6 骨炭加入量的影响 |
| 3.4.7 吸附反应时间的影响 |
| 3.4.8 吸附温度的影响 |
| 3.4.9 振荡速率的影响 |
| 3.4.10 骨炭吸附亚甲基蓝的稳定性 |
| 3.4.11 吸附热力学模型 |
| 3.4.12 吸附动力学模型 |
| 3.4.13 吸附等温线模型 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 ZnO/骨炭复合光催化剂的制备及表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案及过程 |
| 4.2.1 ZnO/骨炭的制备 |
| 4.2.2 ZnO/骨炭零电荷点(pHPZC)的测试 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 物相及组成分析 |
| 4.3.2 FT-IR分析 |
| 4.3.3 微观形貌分析 |
| 4.3.4 比表面积分析 |
| 4.3.5 吸收光谱分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 ZnO/骨炭复合光催化剂的光催化性能及机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 载体状态的影响 |
| 5.3.2 骨炭粒径的影响 |
| 5.3.3 ZnO和骨炭质量比的影响 |
| 5.3.4 ZnO和TEA物质的量比的影响 |
| 5.3.5 不同模拟日光光源时ZnO/骨炭样品的光催化性能 |
| 5.3.6 ZnO/骨炭复合光催化剂降解阳离子染料的普适性研究 |
| 5.3.7 光催化动力学 |
| 5.3.8 光催化产物及路径分析 |
| 5.4 光催化机理研究 |
| 5.4.1 溶液中氧含量的影响 |
| 5.4.2 溶液pH值的影响 |
| 5.4.3 光生空穴与羟基自由基的作用 |
| 5.4.4 碱性条件时ZnO稳定性分析 |
| 5.4.5 ZnO/骨炭光催化机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 ZnO/骨炭复合光催化剂降解甲醛气体的应用研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 骨炭吸附甲醛气体理论分析 |
| 6.3 实验部分 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 温度的影响 |
| 6.4.2 相对湿度的影响 |
| 6.4.3 气流速度的影响 |
| 6.5 ZnO/骨炭光催化降解甲醛气体的机理 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论及进一步工作建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 进一步工作建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
（4）空气中典型小分子HC化合物的室温催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 空气中的小分子HC化合物 |
| 1.2.1 空气中小分子HC化合物的种类 |
| 1.2.2 空气中小分子HC化合物的来源 |
| 1.2.3 空气中小分子HC化合物的危害 |
| 1.2.4 空气中小分子HC化合物的净化 |
| 1.3 半导体光催化 |
| 1.3.1 半导体光催化的发展 |
| 1.3.2 半导体光催化的基本原理 |
| 1.4 纳米贵金属催化 |
| 1.4.1 纳米材料的定义 |
| 1.4.2 纳米材料的特性 |
| 1.4.3 贵金属纳米催化剂的概述 |
| 1.5 本研究的主要意义、内容及创新点 |
| 1.5.1 本研究的主要意义 |
| 1.5.2 本研究的主要内容 |
| 1.5.3 本研究的主要创新点 |
| 参考文献 |
| 第二章 催化剂的制备表征及性能测试 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 催化剂表征及原理 |
| 2.3.1 X-Ray-Diffraction射线粉末衍射(XRD) |
| 2.3.2 紫外-可见漫反射吸收光谱(UV-Vis-DRS) |
| 2.3.3 热分析测试(TG-DTA) |
| 2.3.4 比表面及孔隙度分析仪 |
| 2.3.5 傅里叶变换红外光谱仪 |
| 2.3.6 扫描电子显微镜和透射电子显微镜 |
| 2.3.7 电感耦合等离子光谱(ICP-AES) |
| 2.3.8 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.9 激光拉曼光谱 |
| 2.3.10 电子顺磁(自旋)共振谱(ESR) |
| 2.3.11 光致发光光谱 |
| 2.3.12 原位漫反射红外光谱(in situ DRIRS) |
| 2.3.13 水接触角测试 |
| 2.3.14 光电化学测试 |
| 2.4 催化剂的性能评价 |
| 2.4.1 固定相光催化降解小分子HC化合物 |
| 2.4.2 流动相光催化降解小分子HC化合物 |
| 2.4.3 光催化无氧转化甲烷 |
| 2.4.4 热催化氧化乙烯 |
| 2.4.5 催化剂的催化性能评价参数 |
| 参考文献 |
| 第三章 光催化降解乙烯半导体的选择与设计 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 光催化降解乙烯的研究概况 |
| 3.3 光催化降解乙烯的初步探究 |
| 3.3.1 常见半导体光催化剂的制备 |
| 3.3.2 常见半导体光催化降解乙烯性能的测试 |
| 3.4 光催化降解乙烯催化剂的设计 |
| 3.4.1 人工模拟光合作用系统简介 |
| 3.4.2 g-C_3N_4-Ag_3PO_4 Z-scheme结构光催化降解乙烯 |
| 3.4.3 In_2O_3-Ag-Ag_3PO_4 Z-scheme结构光催化降解乙烯 |
| 3.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 热催化降解乙烯催化剂的选择与设计 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 热催化降解乙烯的研究概况 |
| 4.3 热催化降解乙烯催化剂的设计 |
| 4.3.1 乙烯氧化的热力学和动力学分析 |
| 4.3.2 热催化降解乙烯催化剂的设计 |
| 4.3.3 多壁碳纳米管(MCNTs)负载贵金属Pt纳米颗粒热催化降解乙烯 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 光催化降解甲烷半导体的选择与设计 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 光催化降解甲烷的研究概况 |
| 5.3 光催化降解甲烷的初步探索 |
| 5.4 光催化降解甲烷半导体的设计 |
| 5.4.1 光催化降解甲烷半导体的设计 |
| 5.4.2 纳米Ag-ZnO光催化氧化甲烷 |
| 5.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 工作总结与展望 |
| 6.1 工作总结 |
| 6.2 工作展望 |
| 攻读学位期间的科研成果情况 |
| 完成的学术论文 |
| 发明专利 |
| 参加的学术会议 |
| 致谢 |
（5）表面修饰负载型纳米TiO2光催化在水质分析及污染物治理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 纳米TiO_2水质分析与水体污染治理研究进展和概况 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.1.1 纳米TiO_2在水质分析样品前处理应用中的意义 |
| 1.1.2 纳米TiO_2在水体污染物治理中的意义 |
| 1.2 纳米TiO_2在污染物治理及水质分析方面存在的不足 |
| 1.3 纳米TiO_2改性和负载的必要性 |
| 1.3.1 表面修饰的必要性 |
| 1.3.2 磁性负载的必要性 |
| 1.4 研究内容及创新点 |
| 1.4.1 建立赖氨酸表面修饰Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2预富集-分光光度法测定海水中纳摩尔水平可溶性有机磷和无机磷的新方法 |
| 1.4.2 探讨表面修饰二氧化钛耦合薄层色谱可视化现场分离检测有机磷农药新方法 |
| 1.4.3 建立5-磺基水杨酸Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2-可见光光催化降解水体中微囊藻毒素循环使用新技术 |
| 1.4.4 创新点 |
| 参考文献 |
| 第2章 磁性纳米二氧化钛富集-分光光度法测定海水中痕量磷 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验步骤 |
| 2.2.3.1 Fe_3O_4磁性纳米粒子制备 |
| 2.2.3.2 Fe_3O_4@SiO_2 (FS)磁性纳米复合粒子制备 |
| 2.2.3.3 Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2 (FST)制备 |
| 2.2.3.4 FST表面修饰赖氨酸(FST-Lys) |
| 2.2.3.5 海水中可溶性磷测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 FST表征 |
| 2.3.1.1 SEM研究 |
| 2.3.1.2 XRD和EDX研究 |
| 2.3.1.3 磁性回收测试 |
| 2.3.2 实验条件参数优化 |
| 2.3.2.1 吸附和洗脱pH对富集率的影响 |
| 2.3.2.2 富集时间对富集率的影响 |
| 2.3.2.3 FST-Lys用量对富集率的影响 |
| 2.3.3 吸附动力学研究 |
| 2.3.4 盐度对富集作用的影响 |
| 2.3.5 线性、重现性和检出限研究 |
| 2.3.6 光催化降解性能研究 |
| 2.3.7 实际水样的测定 |
| 2.4 结语 |
| 参考文献 |
| 第3章 构建抗坏血酸表面修饰TiO_2耦合薄层色谱法现场分离、可视化检测有机磷农药全分析系统 |
| 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 实验步骤 |
| 3.2.3.1 聚苯乙烯(PS)制备 |
| 3.2.3.2 TiO_2@PS微球的制备 |
| 3.2.3.3 TiO_2@PS微球表面修饰 |
| 3.2.3.4 薄层色谱板的制备 |
| 3.2.3.5 TLC分析程序 |
| 3.2.3.6 定量分析程序 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 SEM图 |
| 3.3.2 表面修饰对可见光降解有机磷农药的影响 |
| 3.3.3 固定相和流动性对分离性能的影响 |
| 3.3.4 吸附动力学研究 |
| 3.3.5 降解动力学 |
| 3.3.6 比色测定 |
| 3.3.7 实际水样的测定 |
| 3.4 结语 |
| 参考文献 |
| 第4章 表面修饰磁性纳米二氧化钛可见光光催化降解微囊藻毒素 |
| 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 实验步骤 |
| 4.2.3.1 Fe_3O_4磁性纳米粒子制备 |
| 4.2.3.2 Fe_3O_4@SiO_2(FS)磁性纳米复合粒子制备 |
| 4.2.3.3 Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2(FST)制备 |
| 4.2.3.4 FST表面修饰5-磺基水杨酸 |
| 4.2.3.5 光催化降解实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 SEM和XRD图 |
| 4.3.1.1 SEM研究 |
| 4.3.1.2 XRD和EDX研究 |
| 4.3.2 pH值对微囊藻毒素光催化降解率的影响 |
| 4.3.3 催化剂浓度对微囊藻毒素降解率的影响 |
| 4.3.4 反应时间对微囊藻毒素降解率的影响 |
| 4.3.5 微囊藻毒素起始浓度对降解率的影响 |
| 4.3.6 表面修饰对降解率影响 |
| 4.3.7 降解与吸附对照 |
| 4.3.8 光催化剂的重复使用 |
| 4.4 结论 |
| 参考文献 |
| 特色与创新 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间参与的科研任务与主要成果 |
（6）光催化降解二甲基亚砜效果及影响因子研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 光催化氧化技术国内外研究现状 |
| 1.2.1 二氧化钛光催化氧化技术 |
| 1.2.2 催化剂的固定技术 |
| 1.2.3 光催化氧化技术在废水处理中的应用 |
| 1.2.4 光催化反应活性的影响因素 |
| 1.2.5 提高催化剂催化效率的方法 |
| 1.2.6 过硫酸盐离子对光催化反应的影响 |
| 1.2.7 二甲基亚砜的降解 |
| 1.3 课题来源及研究内容 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 课题研究意义 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 药品和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 分析项目以及分析方法 |
| 2.2.1 过硫酸盐浓度的测定 |
| 2.2.2 二甲基亚砜的定量分析 |
| 2.2.3 含硫中间产物检测 |
| 第3章 固定化催化剂对二甲基亚砜降解的性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 固定相催化剂降解二甲基亚砜的影响因素 |
| 3.2.1 混合溶液流量流速对二甲基亚砜降解的影响 |
| 3.2.2 入射光强对二甲基亚砜降解的影响 |
| 3.2.3 反应器内混和溶液液面高度对二甲基亚砜降解的影响 |
| 3.3 固定相催化剂对二甲基亚砜的降解 |
| 3.3.1 以不锈钢为载体的固定相催化剂对二甲基亚砜的降解 |
| 3.3.2 以铝为载体的固定相催化剂对二甲基亚砜的降解 |
| 3.4 固定相催化剂的损耗实验 |
| 3.4.1 不锈钢载体上催化剂的损耗 |
| 3.4.2 铝片载体上催化剂的损耗 |
| 3.5 几种固定化催化剂及悬浮液对二甲基亚砜降解效率的比较 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 过硫酸根离子的存在对悬浆体系的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 过硫酸盐离子的稳定性研究 |
| 4.2.1 过硫酸盐离子的吸附平衡实验 |
| 4.2.2 光催化体系中过硫酸盐离子的稳定性研究 |
| 4.3 二甲基亚砜光催化降解的影响因素 |
| 4.3.1 二甲基亚砜的平衡吸附实验 |
| 4.3.2 过硫酸盐浓度对二甲基亚砜降解的影响 |
| 4.3.3 催化剂浓度对二甲基亚砜降解的影响 |
| 4.3.4 二甲基亚砜初始浓度对二甲基亚砜降解的影响 |
| 4.3.5 pH 对二甲基亚砜降解的影响 |
| 4.4 二甲基亚砜光催化氧化反应中的含硫产物测定 |
| 4.4.1 无过硫酸根离子体系中的含硫产物 |
| 4.4.2 含过硫酸根离子体系中的含硫产物 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（7）煤和大港减压渣油的光催化氧化解聚（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 图清单 |
| 表清单 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 煤和重油的氧化研究进展 |
| 1.3 光催化氧化的研究进展 |
| 1.4 研究主要内容和意义 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 仪器与设备 |
| 2.2 样品及试剂 |
| 2.3 实验的分析方法 |
| 2.4 实验方法和步骤 |
| 3 固相混合开放体系下煤炭的光催化氧化 |
| 3.1 固相混合开放体系下煤炭的光催化氧化 |
| 3.2 本章结论 |
| 4 神府煤和锡林浩特煤非均相悬浮开放体系下的光催化氧 化 |
| 4.1 非均相悬浮开放体系下光氧化效果分析 |
| 4.2 本章结论 |
| 5 光催化氧化对大港减压渣油的解聚 |
| 5.1 环己烷的光催化氧化 |
| 5.2 大港减渣的非均相光催化氧化 |
| 5.3 本章结论 |
| 6 掺煤光催化剂的制备、表征及对大港减渣的解聚 |
| 6.1 催化剂的优选 |
| 6.2 催化剂的表征 |
| 6.3 大港减压残渣的光氧化解聚 |
| 6.4 本章结论 |
| 7 煤炭非均相封闭悬浮体系下的光催化氧化 |
| 7.1 神府烟煤的光催化氧化及 GC/MS 分析 |
| 7.2 葛亭煤的光催化氧化 |
| 7.3 锡林浩特煤的光催化氧化 |
| 7.4 霍林郭勒煤的光催化氧化 |
| 7.5 煤氧化样品中乙醚可溶组分的成分分析 |
| 7.6 光催化氧化对煤样萃取率的影响 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 模型化合物的光催化氧化 |
| 8.1 光催化氧化的基本原理 |
| 8.2 模型化合物的光催化氧化解聚 |
| 8.3 本章小结 |
| 9 主要结论和创新点 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 附录 |
| 学位论文数据集 |
（8）N，N-二甲基乙酰胺光催光氧化降解的优化及HPLC分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 N ,N - 二甲基乙酰胺(DMAC)及其特性 |
| 1.1.1 DMAC的特性 |
| 1.1.2 自然环境中DMAC来源 |
| 1.1.3 DMAC的应用 |
| 1.1.4 DMAC的废水来源 |
| 1.1.5 DMAC的危害 |
| 1.1.6 DMAC的测定方法 |
| 1.1.7 DMAC的降解方法 |
| 1.2 光催化氧化 |
| 1.2.1 光催化氧化的发展史 |
| 1.2.2 光催化氧化基本原理 |
| 1.2.3 催化剂TiO_2 |
| 1.3 高效液相色谱检测法 |
| 1.4 本论文的研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的、意义及其接均的问题 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 DMAC及其光催化降解中间产物的HPLC分析方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 分析测定方法 |
| 2.2.1 HPLC的色谱分离条件选择 |
| 2.2.2 样品进预处理的影响 |
| 2.2.3 样品重复性检测 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 色谱分离条件的选择 |
| 2.3.2 分析过程样品的预处理 |
| 2.3.3 色谱分离条件重现性 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 DMAC光催化氧化条件及其机理研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验仪器与设备 |
| 3.1.2 降解实验仪器的组合 |
| 3.1.3 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 DMAC光催化降解中间产物及其完全矿化产物种类确定 |
| 3.2.2 DMAC光催化降解条件优化 |
| 3.2.3 DMAC光催化降解动力学分析 |
| 3.2.4 DMAC光催化降解机理分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 DMAC光催化降解中间产物及其完全矿化产物种类确定 |
| 3.3.2 DMAC光催化降解条件优化 |
| 3.3.3 DMAC光催化降解动力学分析 |
| 3.3.4 DMAC光催化降解机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 光催化氧化降解DMAC的应用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 废水PH值测定 |
| 4.2.2 废水中DMAC浓度的测定 |
| 4.2.3 废水中DMAC的测定 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1. 制膜废水的 pH 值 |
| 4.3.2 废水中DMAC的浓度 |
| 4.3.3 制膜废水的的降解 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（9）即时分离型光催化反应器处理水中有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 水体中有机污染物概况 |
| 1.1 有机污染物的来源 |
| 1.2 有机污染物的危害 |
| 1.3 我国水体受有机物污染状况 |
| 1.4 水体中优先有机污染物的确定和控制 |
| 1.5 有机污染物的去除方法探索 |
| 1.5.1 “非破坏性”水处理技术 |
| 1.5.2 “破坏性”水处理技术 |
| 第2章 光催化氧化技术概述 |
| 2.1 光催化氧化去除有机污染物的机理 |
| 2.2 羟基自由基氧化有机物的反应类型 |
| 2.3 光催化氧化技术的特点 |
| 2.4 光催化氧化技术去除有机污染物的研究进展 |
| 2.5 光催化反应器的研究进展 |
| 2.5.1 光催化反应器类型 |
| 2.5.2 光催化反应器的应用和发展空间 |
| 2.6 光催化氧化技术存在的问题及发展方向 |
| 第3章 本文的研究背景、内容及意义 |
| 3.1 本文的研究背景、意义 |
| 3.2 本文的研究内容 |
| 第4章 实验研究装置和方法 |
| 4.1 实验对象 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验装置和操作方法 |
| 4.4 分析测试方法 |
| 4.4.1 试剂 |
| 4.4.2 水质分析方法 |
| 4.4.3 主要水质分析仪器 |
| 第5章 即时分离型光催化反应器对水中有机污染物的去除效果研究 |
| 5.1 光催化剂与水的分离效果研究 |
| 5.2 UV/TiO_2对自来水中有机污染物的总体去除效果 |
| 5.3 UV/TiO_2对苯酚水溶液的处理效果 |
| 5.4 UV/TiO_2对四种典型内分泌干扰物的去除效果 |
| 第6章 即时分离型光催化反应器处理水中有机污染物的影响因素研究 |
| 6.1 反应时间对光催化氧化处理水中有机污染物的影响 |
| 6.1.1 反应时间对光催化氧化降解苯酚效果的影响 |
| 6.1.2 反应时间对光催化氧化矿化苯酚效果的影响 |
| 6.1.3 反应时间对四种典型内分泌干扰物的光催化降解效果影响 |
| 6.1.4 反应时间对自来水中有机污染物光催化氧化效果的影响 |
| 6.1.5 小结 |
| 6.2 光催化剂种类对光催化氧化效果的影响 |
| 6.3 光催化剂投加量对光催化氧化效果的影响 |
| 6.4 辐照度对光催化氧化效果的影响 |
| 6.5 有机物初始浓度对光催化氧化效果的影响 |
| 6.6 光催化氧化自来水配制的苯酚水溶液的效果 |
| 6.7 循环流量对光催化氧化效果的影响 |
| 6.8 添加双氧水对光催化氧化有机污染物效果的影响 |
| 6.8.1 添加双氧水对光催化降解自来水中有机污染物效果的影响 |
| 6.8.2 添加双氧水对苯酚水溶液光催化氧化效果的影响 |
| 6.8.3 添加双氧水对UV/TiO_2体系的协同作用机理探讨 |
| 6.8.4 双氧水投加量对光催化氧化效果的影响 |
| 6.9 添加臭氧对光催化氧化有机污染物效果的影响 |
| 6.9.1 添加臭氧对光催化氧化自来水中有机污染物效果的影响 |
| 6.9.2 添加臭氧对光催化氧化苯酚水溶液效果的影响 |
| 6.9.3 添加臭氧对UV/TiO_2体系的协同作用机理探讨 |
| 6.10 同时添加双氧水和臭氧对光催化氧化苯酚水溶液效果的影响 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文和研究成果 |
（10）TiO2光催化氧化处理偶氮染料废水的研究进展（论文提纲范文）
| 1 TiO2光催化氧化的影响因素 |
| 1.1 TiO2晶格类型及其加入量 |
| 1.2 染料初始浓度 |
| 1.3 溶液pH |
| 1.4 光源 |
| 1.5 催化剂的形态 |
| 2 提高TiO2光催化氧化处理效率的途径 |
| 2.1 添加电子捕获剂 |
| 2.2 表面沉积贵金属 |
| 2.3 离子掺杂 |
| 2.4 复合半导体 |
| 2.5 稀土掺杂 |
| 2.6 光敏化一 |
| 3 TiO2光催化氧化技术与其他技术的联用 |
| 3.1 TiO2光催化氧化技术与絮凝沉降法联用 |
| 3.2 TiO2光催化氧化技术与活性炭吸附技术联用 |
| 3.3 超声波辅助TiO2光催化氧化处理染料废水 |
| 3.4 微波辅助TiO2光催化氧化处理染料废水 |
| 3.5 光电催化处理技术联用 |
| 3.6 TiO2光催化氧化技术与生物法联用 |
| 3.7 TiO2光催化氧化技术与膜馏分技术联用 |
| 3.8 TiO2光催化氧化技术与其他技术联用 |
| 4 结语 |
四、固定相光催化氧化技术的研究与进展（论文参考文献）
- [1]掺杂型TiO2-海泡石复合材料的制备及其光催化性能研究[D]. 周凤. 中国地质大学, 2019(01)
- [2]固定相光催化反应器设计及处理水产养殖废水的实验研究[D]. 欧耳. 西安工程大学, 2018(01)
- [3]负载型ZnO/骨炭复合光催化剂的制备及应用研究[D]. 贾普琦. 东北大学, 2018(01)
- [4]空气中典型小分子HC化合物的室温催化降解研究[D]. 陈绪兴. 华中师范大学, 2017(12)
- [5]表面修饰负载型纳米TiO2光催化在水质分析及污染物治理中的应用[D]. 梁文杰. 闽南师范大学, 2014(05)
- [6]光催化降解二甲基亚砜效果及影响因子研究[D]. 王曦. 哈尔滨工业大学, 2011(05)
- [7]煤和大港减压渣油的光催化氧化解聚[D]. 解恒参. 中国矿业大学, 2011(08)
- [8]N，N-二甲基乙酰胺光催光氧化降解的优化及HPLC分析[D]. 雷萍. 西安建筑科技大学, 2011(01)
- [9]即时分离型光催化反应器处理水中有机污染物的研究[D]. 侯娜. 同济大学, 2008(06)
- [10]TiO2光催化氧化处理偶氮染料废水的研究进展[J]. 齐普荣,王光辉,于荣. 化工环保, 2007(01)