一、停流光谱法测定臭氧化快速反应动力学参数（论文文献综述）
谢新月[1]（2021）在《电絮凝-臭氧耦合体系有机物去除特性与作用机制研究》文中提出臭氧-混凝耦合体系可以提升羟基自由基产率,提高体系对有机物的氧化去除能力。为进一步推进污水厂二级出水中溶解性有机污染物的高效去除进程,拓宽该体系的应用范围,创建了电凝聚臭氧化耦合工艺（Electro-Hybrid Ozonation-Coagulation,E-HOC）,探明了电凝聚臭氧化耦合工艺的有机物去除特性和机理研究,深入解析了电场条件下不同混凝剂的水解转化机制,为保证二级出水中有机物的强化去除提供理论依据。具体研究结果如下:为探究不同E-HOC工艺的处理特性,在电流密度5、10、15 m A/cm2,臭氧投加量1.65 mg O3/mg DOC,初始p H值为5的条件下,比较Al-ME-HOC工艺（Al-E-HOC with monopolar electrodes）、Fe-ME-HOC工艺、Al-BE-HOC工艺（Al-E-HOC with bipolar electrodes）、Fe-BE-HOC工艺、Fe（+）-Al（-）-BE-HOC工艺和Al（+）-Fe（-）-BE-HOC工艺的有机物去除特性。结果表明,在三种电流密度条件下,双混凝双极电凝聚臭氧化耦合工艺对有机物的去除率均优于单混凝双极电凝聚臭氧化耦合工艺。相比于单极电凝聚臭氧化耦合工艺,以Al或Fe作为混凝剂时,双极电凝聚臭氧化耦合工艺对有机物的去除效果更优。在初始p H为5时,不同电流密度条件下,臭氧混凝协同增效（the synergistic effects between ozone and coagulants,SOC）反应在E-HOC体系中起到主要作用。为探明不同E-HOC工艺中原位生成的混凝剂对O3的作用机理,通过一系列淬灭实验对不同E-HOC工艺中·OH的产生机理进行解析,结果表明体系中均存在·OH、·O2-和H2O2。电子顺磁共振（EPR）法的结果表明,双混凝相比于单独Al系混凝剂、单独Fe系混凝剂具有更强的催化作用,可以更有效地激活O3生成·OH,同时,双极反应体系更能有效地催化O3分解。XPS的结果进一步证实了与单一混凝剂相比,双混凝剂具有更高的催化活性,可以更有效地促进·OH的生成。与单极电凝聚臭氧化耦合体系相比,双极电极排列方式可以提高混凝剂的催化性能。为明晰臭氧氧化对不同E-HOC工艺中混凝剂水解形态分布转化的作用机制,采用Ferron逐时络合比色法以及电喷雾质谱（ESI-MS）法对EC以及E-HOC体系中不同金属阳极原位生成混凝剂的水解产物进行深入剖析。结果表明O3会影响混凝剂的水解形态,减少Ala/Fea的含量,增加Alb/Feb和Alc/Fec的含量,因此臭氧的引入可以增强混凝剂表面-OH基团的形成从而促进Al/Fe物种水解过程中的聚合。双极电极排列方式以及双混凝均有利于优势水解形态的生成。同时,双混凝剂的共同水解可有效改善混凝剂的沉淀,这为改善混凝性能、控制混凝剂残留提供了一种新的思路。
吕辰[2]（2020）在《海洋飞沫气溶胶参与下的烯烃醚臭氧化反应》文中进行了进一步梳理海洋和大气通过化学物质的释放和沉积相互联系。海洋飞沫气溶胶（Sea spray aerosols,SSAs）是全球最大的气溶胶来源,在影响大气方面起着重要的作用,但其影响机制还不确定。作为大气气溶胶的重要前体物,烯烃醚类物质在化学工业中的应用日益广泛,普遍用做燃料和燃料添加剂排放到大气中。这些烯烃醚多是4到6个碳的小分子物质,关于它们在大气中转化为二次有机气溶胶（Secondaryorganicaerosols,SOAs）的反应少有研究,且其转化机制至今尚未完全清楚。今年来有研究表明,烯烃醚的大气化学反应在沿海地区显着受到海盐的影响,引发了更为复杂的反应。因此,研究海洋飞沫气溶胶的生成演化,及其对烯烃醚大气转化过程的影响是很有必要的。本工作利用自制的海洋飞沫气溶胶生成装置产生了具有代表性的亚微米级海洋飞沫气溶胶颗粒,利用烟雾箱系统和低温基质隔离技术,探究了烯烃醚的气相动力学和反应机理。最后,系统的模拟了海洋飞沫气溶胶对烯烃醚臭氧化反应生成SOA的影响。具体研究工作与主要结论如下:（1）海洋飞沫气溶胶的生成搭建了海洋飞沫气溶胶发生器,利用不同的盐（NaCl,MgSO4）和有机物（丙二酸,D-果糖和丙二酸钠）探讨了不同因素对SSA生成的影响。SSA的产生过程是:在室温下向自制的可调海洋飞沫气溶胶发生器通入零空气,经烧结玻璃过滤器后产生气泡,随后气泡破裂产生海盐气溶胶颗粒。实验结果表明,丙二酸能促进海洋飞沫气溶胶颗粒的生成,当丙二酸浓度在8-32 mM范围内时,随浓度增加其几何平均粒径减小;当丙二酸浓度在64-160 mM范围内时,随浓度增加其几何平均粒径增大。D-果糖能促进海洋飞沫气溶胶的产生,并显着增加几何平均粒径;丙二酸钠不仅显着提高了 SSA的产量,还改变其形态。此外,还对装置进行了表征,包括气体流速、烧结玻璃过滤器的水下深度、孔径和孔径跨度以及水的盐度等,获得了自制海洋飞沫气溶胶发生器的特性。在不同的海洋飞沫气溶胶产生方法中可以发现三种模态,60 nm处的Aitken模态,100 nm附近的积聚模态和300 nm处的粗粒径模态。将不同条件下产生的海洋飞沫气溶胶与文献中的相关测量结果进行了比较,结果表明,烧结玻璃滤器产生的海洋飞沫气溶胶颗粒符合真实海洋环境中膜滴产生的亚微米级海洋飞沫气溶胶。（2）Criegee机理研究采用低温基质隔离技术结合红外光谱技术对乙烯基乙醚（Ethyl vinyl ether,EVE）和正丁基乙烯基乙醚（Butyl vinyl ether,n-BVE）臭氧分解反应过程中生成的Criegee中间体和其它早期产物进行了表征。在14 K下的双管沉积实验产生了许多新的红外峰,表明产物的形成;当从14K退火到30K时,新产生的红外峰强度增加了 150%-400%,这些红外吸收峰都可以指认到不同物质的化学键振动上,这为所研究体系中的初级臭氧化合物、Criegee中间体和次级臭氧化合物的形成提供了直接的证据。本研究还在B3LYP-D3/aug-cc-pVTZ水平上进行了理论计算,以辅助实验观测。实验和理论结果表明,引发烯烃醚与臭氧发生分解反应的机理是Criegee机理。目前的结果将有助于更好地评估烯烃醚的潜在环境影响。（3）烯烃醚臭氧化反应动力学和机理研究在室温和大气压下,利用烟雾箱并使用绝对速率和相对速率方法研究确定了2-甲氧基丙烯（2-methoxypropene,2-MPE）和 2-乙氧基丙烯（2-ethoxypropene,2-EPE）这两种典型烯烃醚臭氧反应的速率常数。随后又结合傅里叶变换红外光谱（FTIR）作为检测手段进行产物实验。对于臭氧与2-MPE和2-EPE的反应,获得的速率常数（k的单位是cm3 molecule-1 s-1）分别为（1.18±0.13）× 10-17和（1.89±0.23）× 10-17。比较和讨论了烷氧基取代对烷基烯烃醚与臭氧的气相反应的影响。主要的臭氧分解产物为2-MPE的乙酸甲酯、甲醛和C02,以及2-EPE的乙酸乙酯、甲醛和CO2。根据观察到的反应产物,提出了两种烯烃醚臭氧分解的机理。此外,根据测得的速率常数和臭氧的对流层大气浓度,分别估算了 2-MPE和2-EPE的大气寿命为32小时和21小时。但在部分污染的城市区域,2-MPE的大气寿命可低至5小时,而2-EPE的大气寿命可低至3小时。所估计的大气寿命表明,对于大气中的这些烯烃醚,尤其是在污染区域中,与臭氧的反应是重要的损失过程。（4）烯烃醚臭氧化反应SOA生成的研究利用海洋飞沫气溶胶发生器产生了纯NaCl和NaCl与丙二酸混合物的两种种子气溶胶,研究了分子结构,相对湿度（RH）,OH清除剂和种子气溶胶酸度对四种烷基烯烃醚（EVE、2-EPE、2-MPE和n-BVE）臭氧分解形成SOA的影响。首先,烯烃醚的分子结构影响了 SOA的形成:产率由高到低依次为n-BVE、2-EPE、EVE和2-MPE,说明当烯烃醚具有更长的碳链时,相应的SOA的产率会更高。同时,与支链烯烃醚相比,直链烯烃醚会有更高的SOA生成速率。这意味着在四种烯烃醚中,n-BVE与03的反应具有最高的SOA产率和形成速率。相对湿度升高至中等相对湿度（42%）时可以抑制SOA的形成。这表明当存在水汽时,H2O和O3对Criegee中间体的竞争反应的重要性。此外,OH去除剂将除去烯烃醚臭氧分解中生成的OH自由基,从而抑制SOA的形成,这意味着与OH自由基相关的反应有助于SOA的形成。对于种子气溶胶来说,增加酸度将会改变以Criegee中间体低聚反应为主的SOA的反应路径,从而减少SOA的形成。此处提供的结果扩展了先前对烯烃醚衍生的SOA的分析,并进一步帮助理解在高度复杂的污染条件下烯烃醚臭氧分解的SOA形成潜力。同时,有助于亚微米级的海洋飞沫气溶胶可作为种子气溶胶从而影响大气反应过程。考虑到海洋飞沫气溶胶在真实环境中的成分复杂多变,其在大气中的作用不可忽视。
唐珊珊[3]（2020）在《大气含氧氢键复合物理化性质的实验和理论研究》文中指出大气气溶胶对全球辐射平衡和云的形成具有重要作用,从而对气候产生直接或间接的影响,是当前全球气候变化预测中不确定性最大的影响因素之一。此外,粒径较小的气溶胶颗粒物容易通过呼吸道对人体产生不良影响。虽然大气气溶胶对气候和人体健康都有重要影响,但至今为止对其形成的机理尚不清楚,尤其是从分子水平上对大气新粒子生成过程及其参与的化学反应还缺乏全面的认识。氢键的给体与受体之间的相互作用是气溶胶成核生长过程的主要推动力,但目前对成核过程中潜在的分子复合物基本物理化学参数的测量缺乏有效的实验手段,导致全球和区域气候模型模拟存在很大不确定性。氢键复合物的稳定性取决于氢键给体或受体的结合能力,改变氢键给体或受体可以用来探究氢键复合物的理化性质。对于自由基化学反应来说,反应物分子间首先通过相互作用形成复合物,然后通常经历能量较高的过渡态,最终生成产物,因此氢键复合物在自由基反应中起着重要作用。本研究利用气相和低温基质隔离傅里叶变换红外光谱并结合量子化学计算对大气中潜在的含氧氢键复合物的物理化学性质进行了表征,并在此基础上对氢键复合物在羟基（OH）自由基、氯氧（ClO）自由基和臭氧引发的化学反应中所起的作用进行了探究,得到的重要物理化学参数可用于气溶胶的生长模型中,有助于提高模型预测的准确度。主要结果如下:（1）在污染的大气中,醇类物质是含量较高的含氧挥发性有机物,因此选取了三种醇类化合物甲醇（MeOH）、乙醇（EtOH）和三氟乙醇（TFE）作为氢键给体。当氢键受体相同时,MeOH中-C-H基团依次被替换为-C-CH3（EtOH）和-C-CF3（TFE）,分子酸性逐渐增强。对三种醇类化合物形成复合物的量子化学计算研究表明,TFE分子的OH键最弱,作为氢键给体时所形成的氢键复合物最稳定。当氢键给体相同,二甲基醚（DME）、二甲基硫（DMS）、环氧乙烷（EO）和环硫乙烷（ES）分别作为氢键受体时,体系中所获得的结合能和平衡常数结果表明,O-H…O和O-H-S两种类型的氢键强度差异较小,而TFE作为氢键给体时的氢键强度差异较为显着,因此S原子是与O原子同样重要的受体原子。此外,在EO作为氢键受体的基础上,针对氧杂环丁烷（TMO）、四氢呋喃（THF）和四氢吡喃（THP）三种环状饱和醚类物质探讨了氢键受体中环的大小对氢键复合物形成的影响。红外光谱结果显示,复合物TFE-EO、TFE-TMO、TFE-THF和TFE-THP中的OH伸缩振动相对于TFE分子的OH伸缩振动的红移值（向长波方向位移）分别为155、213、217和220cm-1,发现环的大小对氢键复合物的稳定性具有一定影响,但受体从四元环到六元环的变化并不明显。氢键受体的碱性可以通过甲基基团的增加而改变,EO、氧化异丁烯（PO）和氧化丙烯（IBO）分别与TFE形成复合物后,红移值分别为155、180和201 cm-1,其随受体碱性的增大而增大,因此氢键受体的甲基化可以增强氢键复合物的稳定性。（2）亚硝酸（HONO）在大气中广泛存在,是大气光化学反应中重要的中间产物,其在太阳光下的光解是大气OH自由基的重要来源。HONO具有顺式（cis）和反式（trans）两种存在形态,致使其被OH自由基氧化的途径有两种,其本质均为OH自由基的夺氢反应。HONO和OH反应生成NO2和H2O需要获取较多能量,从势能面来看,cis-HONO+OH反应比trans-HONO+OH更有利。水分子的参与使反应变得更加复杂,反应开始于水分子与反应物所形成的二聚体,而后再与其他物质发生相互作用,其反应产物与无水分子参与的反应相同。在298 K温度下,cis-HONO+OH和trans-HONO+OH反应的速率常数分别为1.34× 10-12和1.00×10-15 cm3 molecule-1 s-1。当水分子参与到HONO+OH反应后,速率常数比无水的情况下增大了 1～2个数量级,但考虑到大气中反应物分子与水分子结合的比例较小,水分子对总反应速率的影响较小。（3）C1O自由基作为大气中的重要氧化剂,对无机及有机污染物的氧化起着重要作用。当HONO被ClO自由基氧化时,无水参与的情况下cis-HONO+ClO反应更容易在大气中发生。水分子参与HONO+ClO反应后,H2O…cis-HONO+ClO 和 H2O-trans-HONO+C1O分别是cis-HONO+ClO和trans-HONO+ClO的主要路径。此外,计算结果还显示HONO+ClO反应与温度之间呈正相关性。考虑水的浓度后,在大气条件下水分子对trans-HONO+ClO反应具有一定的催化作用,进一步证实水分子在HONO+C10反应上的重要性,并可能影响大气氧化能力。自由基反应路径不仅取决于反应物自身的构型,还可能取决于反应过程。通过对单个水分子在CH30H+C1O反应中的作用进行探究,发现CH3OH被ClO自由基氧化的路径取决于CH3OH的羟基H原子还是甲基H原子被ClO自由基夺取,其产物分别为CH3O+HOCl和CH2OH+HOCl。当单个水分子参与CH3OH+ClO反应时,产物CH3O+HOCl+H2O形成过程中的过渡态与不加水分子的情况相似。计算得到的反应速率常数表明,CH2OH+HOCl+H2O的形成比CH3O+HOCl+H2O的形成快得多,但是总体上水分子的存在对CH3OH+ClO反应起了负面作用。（4）大气中不饱和含氧有机物的臭氧化反应在大气化学反应中也起着举足轻重的作用。在对2,5-二氢呋喃（2,5-DHF）的臭氧化反应进行探究的过程中,不仅发现了遵循Criegee机理的中间体,包括初级臭氧化物（POZ）、Criegee中间体（CI）和次级臭氧化物（SOZ）;红外光谱还显示2,5-DHF与臭氧的反应还存在一种新机理:脱氢机理。当臭氧靠近2,5-DHF靠近时,会夺取2,5-DHF分子中的两个H原子,从而臭氧和2,5-DHF分别转变为H2O3和呋喃。呋喃具有的大π键体系结构,与H2O3中的两个H原子相互吸引,在基质中通过氢键作用能够形成稳定的呋喃-H2O3复合物。此路径通过理论计算得到了验证,从获得的能量上看,呋喃-H2O3复合物的形成路径是可行的。本研究着重说明了 Criegee机理并不是环状烯烃与臭氧反应的唯一机理。当具有特殊结构的烯烃与大气中的臭氧反应时,通过脱氢过程形成芳香族共轭体系的环状烯烃可能会遵循新的机理,氢键作用在此机理中起着重要作用。本研究通过对大气含氧氢键复合物进行探测,得到的红外光谱可以用于分析大气复合物对太阳辐射吸收的影响。同时利用理论计算,明确了二元分子复合物的形成机制。通过实验与理论计算相结合,可以得到大气中二元分子复合物形成过程的物理化学参数,能够广泛地应用于大气模型中,以提高大气化学模型的准确度。在此基础上,将氢键复合物（水合物）进一步应用于化学反应,可以更加深入并准确地了解水分子在大气中发挥的作用。同时通过了解污染物在大气中降解以及形成中间体或最终产物的化学过程,可以评估这些中间体或最终产物导致气候变化的辐射强迫,有助于改善气候模式的精度。
孙琪[4]（2020）在《新型纳米氢氧化镁材料催化臭氧化去除典型抗生素的研究》文中进行了进一步梳理催化臭氧氧化技术具有反应时间短、氧化能力强、适用范围广等优良的特点,对水环境中各种难降解的有机污染物具有很好的降解效果。在催化臭氧氧化过程中,催化剂的使用可以提高臭氧的分解效率,增加自由基的产生,从而更加快速有效的降解水环境中的各种有机污染物。纳米Mg（OH）2作为一种环境友好型的无机纳米材料具有热稳定性好、制备成本低、无毒、无重金属、不易产生二次污染等特点,近年来受到人们的广泛关注,而将此材料应用于催化臭氧氧化过程中降解抗生素的研究目前还尚未有报道。另外,普通的纳米Mg（OH）2在使用过程中不易分离回收再利用,因此制备可分离的纳米Mg（OH）2也显得十分重要。基于此,本文设计开发了多种催化活性高、稳定性好的新型纳米Mg（OH）2催化剂。选取甲硝唑（MNZ）、替硝唑（TNZ）、二甲硝咪唑（DMZ）、磺胺噻唑（ST）、氧氟沙星（OFL）、四环素（TC）为目标污染物,考察了本文所制备的新型纳米Mg（OH）2材料在臭氧氧化过程中对这些典型抗生素的去除作用。评估了各影响因素对催化臭氧氧化过程中选定抗生素去除效率的影响并探讨了抗生素的降解途径、抑菌活性、各催化剂的稳定性及催化机理。（1）纳米Mg（OH）2催化剂的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素。以普通的Mg Cl2·6H2O为原料通过化学沉淀法制备了Mg（OH）2纳米片,将所制备的Mg（OH）2纳米片应用于所选择的抗生素甲硝唑（MNZ）、替硝唑（TNZ）和二甲硝咪唑（DMZ）的臭氧氧化过程中发现大部分目标抗生素均能在15 min内完全去除且该催化剂在循环使用四次后仍能维持较高的催化活性。在一定范围内增加催化剂用量和反应温度可以提高目标污染物的去除效率,然而增加目标污染物的初始浓度可以降低其去除效率。所有阴离子(Cl-、SO42-和HCO3-)和阳离子(Ca2+和Mg2+)对目标污染物的去除效率都有着负面的影响。羟基自由基捕获剂叔丁醇在催化臭氧氧化过程中显着的抑制作用表明在纳米Mg（OH）2催化臭氧氧化去除典型抗生素的过程中主要是羟基自由基起主要作用。另外,选取甲硝唑（MNZ）为目标抗生素,铜离子(Cu2+)和锌离子(Zn2+)为目标重金属离子,将纳米Mg（OH）2材料应用于甲硝唑（MNZ）和重金属（Cu或Zn）混合溶液的臭氧氧化过程中发现在催化臭氧氧化过程中纳米Mg（OH）2对甲硝唑和重金属都有较高的去除效率且在有Cu2+或Zn2+存在的催化臭氧氧化过程中,甲硝唑的去除效率最高。一些参数如催化剂用量、污染物初始浓度、重金属初始浓度、反应温度都可以影响甲硝唑和重金属的同步去除。由于该材料在催化臭氧氧化过程中较高的去除效率和催化活性,表明纳米Mg（OH）2是一种很有前景的环境友好型臭氧氧化催化剂。（2）锂掺杂纳米Mg（OH）2材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素。以硝酸锂为掺杂剂,通过浸渍法制备了锂掺杂纳米Mg（OH）2催化剂,通过XRD、SEM、XPS、FTIR等多种手段对该材料进行了表征分析。将该材料应用于典型抗生素甲硝唑（MNZ）的臭氧氧化过程中发现MNZ在该材料的催化臭氧氧化过程中的去除速率常数是单独臭氧氧化过程的6.9倍,矿化度是单独臭氧氧化过程的2.7倍,且在催化剂重复使用四次后仍表现出了较高的催化活性。（3）利用水氯镁石制备纳米Mg（OH）2催化剂及其催化臭氧氧化去除典型抗生素。以水氯镁石为原料通过化学沉淀法制备了花状纳米Mg（OH）2催化剂,将所制备的催化剂用于典型抗生素磺胺噻唑（ST）、氧氟沙星（OFL）和四环素（TC）的臭氧氧化过程中发现该催化剂对于所选定的典型抗生素的臭氧氧化具有较高的催化活性和矿化作用。各影响因素包括催化剂用量、反应温度、污染物初始浓度、阴离子(Cl-、SO42-和HCO3-)和阳离子(Ca2+和Mg2+)都可以在一定程度上影响催化臭氧氧化过程中典型抗生素的去除。通过此方法制备的纳米Mg（OH）2催化剂在重复使用过程中仍能很好的保持催化活性。该研究为水氯镁石的再利用提供了有效途径,为相关催化材料的制备提供了一定的技术选择。（4）磁性Fe3O4@Mg（OH）2复合纳米材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素。通过水热-直接沉淀两步法合成了磁性Fe3O4@Mg（OH）2复合纳米材料并通过XRD、SEM、FTIR、XPS、VSM等多种手段对该材料进行了表征分析。将该材料用于甲硝唑（MNZ）的臭氧氧化过程中发现MNZ的去除速率常数较单独臭氧氧化过程增加了694.7%,矿化度大约是单独臭氧氧化过程的2倍以上。在催化臭氧氧化过程中催化剂用量、反应温度、污染物初始浓度、初始溶液p H、共存阴离子(Cl-、HCO3-和SO42-)和共存阳离子(Ca2+和Mg2+)对MNZ的去除都有着一定的影响。在Fe3O4@Mg（OH）2催化臭氧氧化过程中羟基自由基起主要作用,而·O2-和H2O2可以看做是中间产物进一步产生羟基自由基。在催化臭氧氧化后,MNZ失去了它的抗菌活性。（5）磁性Fe3O4@SiO2@Mg（OH）2复合材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素。通过水热-溶胶凝胶-直接沉淀三步法合成了以Fe3O4为磁芯,SiO2为中间层,Mg（OH）2为外层的磁性Fe3O4@SiO2@Mg（OH）2复合材料,通过XRD、SEM、TEM、FTIR、XPS、VSM等一系列手段对该材料进行了表征分析。将该材料用于甲硝唑（MNZ）的臭氧化过程中发现MNZ的去除速率常数从单独臭氧化过程的0.071 min-1增加到0.292 min-1,TOC去除效率增加到55.2%,这一矿化度是单独臭氧氧化过程的2倍左右。在Fe3O4@SiO2@Mg（OH）2催化臭氧氧化过程中MNZ的去除受催化剂用量、反应温度、污染物初始浓度、溶液初始p H、无机阴离子(Cl-、HCO3-和SO42-)和阳离子(Ca2+和Mg2+)的影响。羟乙基的裂解,硝基还原和侧链羟基的去质子化是MNZ的主要转化途径。在催化臭氧氧化后MNZ的降解产物部分丧失了微生物抗性。即使经过五次重复运行后,MNZ的去除效率仍能保持在90.0%以上,表明Fe3O4@SiO2@Mg（OH）2具有相对稳定的催化性能。该研究表明Fe3O4@SiO2@Mg（OH）2是一种去除难降解有机污染物的高效催化剂。
姬源源[5]（2019）在《铈负载硅基材料催化臭氧氧化水中硝基苯的机理研究》文中研究指明本研究以硅小球（Silicon Spherule,SS）、白炭黑（White Carbon Black,WCB）和MCM-41（MCM）三种硅基材料为载体,采用等体积浸渍法制备了金属Ce负载的三类催化剂（Ce/SS、Ce/WCB和Ce/MCM）,应用于难降解化工废水的催化臭氧氧化（Catalytic ozonation Process,COP）处理,并对污染物（硝基苯）降解机理进行了深入研究。对表面及结构特性进行综合表征发现,这三类硅基催化剂表面Ce的负载量基本一致且分布均匀,均存在微量的Al元素。Ce-O-Si结构、Si-O（H）-Al结构以及丰富的表面羟基基团（-OH）,共同构成了催化剂的活性中心。三类Ce负载硅基（Ce/Si）催化剂均能显着改善COP体系对硝基苯废水的总有机碳（Total organic Carbon,TOC）去除率,催化剂的表面特性以及Ce负载特性的差异,使得不同类型硅基催化剂表现出差异化的活性。Ce/SS催化剂具有较多的Ce-O-Si活性位点,而Ce/MCM催化剂的大比表面积强化了吸附效应,在COP体系中表现出更高的催化活性。在60 min处理时间内,Ce/SS-COP（96.77%）和Ce/MCM-COP体系（92.84%）对硝基苯废水的TOC去除率明显高于Ce/WCB-COP体系（86.64%）。Ce/Si催化剂促进了 COP体系中羟基自由基（·OH）、超氧自由基（·O2-）和单线氧自由基（1O2）的生成,加速了对溶液中硝基苯的降解。硝基苯在多种自由基攻击下形成多羟基化合物及苯醌等,经过开环生成小分子酸性物质（马来酸、甲酸、乙酸和草酸等）,最终被矿化为CO2和H2O。Ce/Si催化剂在难降解化工废水的COP处理中表现出了较大的应用潜力。
关智杰[6]（2019）在《臭氧催化氧化-重金属捕集深度处理化学镀镍废水的研究》文中指出化学镀工艺是一种新型的金属表面处理技术,该技术镀层均匀,简便、节能、环保,使用范围广。但同时在化学镀工艺中加入各种新颖的络合剂、光亮剂、缓冲溶液等,与金属离子形成难处理的络合态金属（尤其是镍络合物）,导致所产生的废水处理难度大大增加。近年来,国家和地方环保部门对电镀废水污染物排放要求愈加严格。其中,废水排放标准里的表3规定总Ni的排放限值为0.1 mg·L-1。因此,本文主要以常规物化处理后的化学镀镍废水为研究对象,针对其低浓度高稳态的络合Ni污染物开展深入研究,以期寻找一种新的稳定高效的深度处理方法。本论文选用东莞某电镀工业园废水处理厂经常规物化处理后的实际化学镀镍废水为研究对象,分析其水质污染指标及污染特性,提出预氧化破络联合重金属沉淀剂去除废水中总Ni的处理思路,并通过试验筛选出一种新型高效的臭氧预氧化破络—重金属捕集螯合深度处理技术体系,既O3—SN9耦合体系。通过单因素静态实验,重点考察了不同处理条件对出水总镍（Ni）去除率的影响,试验结果表明,臭氧预氧化反应初始pH值范围7.011.0,反应时间为40 min,臭氧载气流速3 L·min-1,SN9投加量40 mg·L-1,处理后出水总Ni浓度低于0.1 mg·L-1,可达到水污染物特别排放限值（表3）中总Ni的排放浓度要求。LC-MS和TBA捕获·OH试验结果表明,臭氧氧化以间接氧化为主,直接氧化为辅。为提升O3气液传质效率和有效利用率,在臭氧预氧化过程中加入固体催化剂,形成臭氧催化氧化—重金属捕集（SAO3-II/O3—SN9）耦合体系。试验结果表明,SAO3-II/O3—SN9体系最佳反应条件为反应初始pH值范围7.010.0,反应时间30 min,固液比1:1.5,O3载气流量3 L·min-1,SAO3-II催化剂层填放位置贴近曝气头。经SAO3-II/O3—SN9体系处理后出水总Ni浓度为0.09 mg·L-1,且相比于O3—SN9体系可减少25%的反应时间。对SAO3-II进行表征分析可知,SAO3-II可催化臭氧转变成强氧化性的·OH,增加臭氧的间接氧化能力。根据最佳试验结果,设计成套可连续作业的扩大试验装置,并在电镀处理厂进行中试研究。试验最佳结果为最大处理流量60 L·h-1,处理后出水总Ni浓度可稳定低于0.1 mg·L-1。通过中试试验得出处理成本,为下一阶段研究提供数据支撑和理论依据。
熊威[7]（2019）在《活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究》文中研究说明苯酚污染是一个严重的环境问题,由于其生物降解性低、毒性高、富集效应强等特点,近年来引起了人们的广泛关注。在诸多的处理技术中,非均相催化臭氧化技术以其高效、低成本、应用简单等优点成为降解苯酚废水的一种优良技术。本研究以苯酚为目标污染物,以活性炭及其负载铁锰材料作为催化剂,通过改变臭氧浓度和催化剂投加量等因素对催化臭氧氧化苯酚性能进行评价;通过XRD、FTIR、XPS和CV等多种分析手段对催化剂的物理、化学性质进行表征;通过HPLC和GC-MS对苯酚的降解路径和产物进行解析;通过捕获反应体系自由基实验对起催化氧化作用的活性物质进行鉴定;结合以上实验结果得到活性炭及其负载铁锰催化剂催化臭氧氧化苯酚的反应机理和转化路径。得到的主要结果如下:AC/O3系统可以大幅提升苯酚的降解和矿化程度,研究发现适当增加臭氧浓度和活性炭投加量能够提升苯酚和TOC的去除效率;AC/O3系统在pH为3.0时几乎不产生活性物质,主要靠活性炭吸附和臭氧的攻击去除苯酚,则在11.0时,能够产生更多种活性物质(·OH、O2·-和H2O2)降解苯酚;苯酚降解是通过苯环羟基化、开环、形成小分子酸和矿化为CO2和H2O的方式进行,在溶液pH=3.0和11.0条件下的降解路径不同,反应后期草酸都处于累积状态;AC/O3系统处理苯酚废水效果良好,应对化工二级出水体的处理效果一般。Fe/Mn/GAC/O3系统处理苯酚过程中,Mn/GAC（0.10）/O3系统矿化苯酚效果最为显着,去除率为70.7%,较GAC/O3系统提升23.7%,并且具有良好的稳定性;Fe/Mn/GAC的催化机制主要依靠其表面的Fe2+-Fe3+和Mn2+-Mn3+-Mn4+氧化还原循环将臭氧转化为·OH,进而增强苯酚的降解;Fe-Mn/GAC催化剂表面上Fe3O4和MnO2之间存在原电池腐蚀,降低其催化位点;相比于AC/O3系统,Fe/Mn/GAC/O3系统处理苯酚过程中,苯酚的降解产物增加了间苯二酚、苯三酚和琥珀酸,其中部分降解路径也发生改变;Mn/GAC（0.10）/O3系统能够迅速降低石油化工二级出水中苯酚、COD、TOC等指标,是一种高效的深度处理工艺。本研究结果证明开发的基于活性炭的臭氧催化剂可用于苯酚废水的处理,为复杂的含苯酚废水的处理提供了技术支持。
李继睿,禹练英[8]（2009）在《停流光谱技术的应用与发展》文中提出介绍了停流光谱法仪器结构与工作原理,综述了其在生物学研究、生物化学分析、物质含量测定和反应动力学研究中的应用（引用文献12篇）。
沈慧芳,黄洪,瞿金清,程江,陈焕钦[9]（2004）在《对硝基苯胺臭氧化反应动力学和吸收过程模拟》文中进行了进一步梳理采用停流光谱法研究了T =2 98K ,pH =2 1～ 6范围内对硝基苯胺与臭氧在水溶液中的臭氧化反应动力学 .研究结果表明 ,降解 1mol的对硝基苯胺需要 4mol臭氧 ,对硝基苯胺臭氧化总的反应是二级 ,对臭氧浓度和对硝基苯胺浓度分别为一级 .臭氧化反应速率常数随溶液pH值的增大而加快 :在T =2 98K时 ,当pH值从2 1变化到 6 ,总的反应速率常数从 6 17× 10 4（mol·L-1） -1·s-1增大到 1 5 5× 10 6（mol·L-1） -1·s-1.为了验证其适用性 ,进行了臭氧在搅拌釜中在对硝基苯胺溶液中吸收过程的模拟 .采用Matlab软件求解吸收过程的质量平衡方程 ,模拟了吸收过程中臭氧和对硝基苯胺浓度的变化 ,并与实验值进行了比较 .结果表明 ,在 80 %的对硝基苯胺降解之前 ,模拟值和实验值能很好地一致 .
沈慧芳,程江,陈焕钦[10]（2004）在《异丙醇的O3/H2O2复合氧化动力学研究》文中认为采用停流光谱仪研究了异丙醇在T=298K和pH=311范围内O3/H2O2复合氧化的反应动力学。结果表明:异丙醇的O3/H2O2复合氧化反应动力学随反应体系的pH值不同而不同。在酸性和中性条件下,反应相对于O3浓度、异丙醇浓度都为1级;在碱性条件下,异丙醇较容易被O3/H2O2复合氧化降解,总反应级数为2级,相对于O3浓度、异丙醇浓度和H2O2浓度分别为1级、0级和1级,可见异丙醇的降解速率与它的浓度无关。在T=298K,当pH值从9增大到11,反应速率常数从3486.1（molL-1）-1s-1增大到38239.2（molL-1）-1s-1。表明在酸性条件下,异丙醇的O3/H2O2复合氧化是O3分子直接攻击异丙醇的反应占主导;在碱性条件下,自由基型反应占主导。
二、停流光谱法测定臭氧化快速反应动力学参数（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、停流光谱法测定臭氧化快速反应动力学参数（论文提纲范文）
（1）电絮凝-臭氧耦合体系有机物去除特性与作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 传统污废水深度处理工艺 |
| 1.1.1 传统化学混凝工艺 |
| 1.1.2 电絮凝工艺 |
| 1.1.3 臭氧氧化工艺 |
| 1.1.4 预臭氧化-混凝工艺 |
| 1.3 臭氧混凝耦合工艺 |
| 1.4 电凝聚臭氧化耦合工艺的提出 |
| 1.5 课题研究目的和内容 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容及技术路线 |
| 1.5.3 课题来源 |
| 1.5.4 论文组成 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验原水 |
| 2.2 实验药剂与仪器 |
| 2.2.1 实验药剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法与装置 |
| 2.3.1 传统电絮凝实验 |
| 2.3.2 电凝聚臭氧化耦合工艺实验 |
| 2.3.3 电凝聚臭氧化耦合工艺贡献率实验 |
| 2.4 检测与分析方法 |
| 2.4.1 理化指标的测定 |
| 2.4.2 自由基浓度的测定 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.4.4 混凝剂水解形态的测定 |
| 3 电絮凝-臭氧耦合体系的处理特性研究 |
| 3.1 电凝聚臭氧化耦合工艺的有机物强化去除贡献解析 |
| 3.1.1 有机物去除途径解析 |
| 3.1.2 动力学分析 |
| 3.1.3 有机物强化去除贡献分析 |
| 3.2 极板布置对电凝聚臭氧化耦合工艺的影响 |
| 3.2.1 铝电极 |
| 3.2.2 铁电极 |
| 3.3 混凝剂种类对电凝聚臭氧化耦合工艺的影响 |
| 3.3.1 单混凝 |
| 3.3.2 双混凝 |
| 3.3.3 不同工艺处理特性对比 |
| 3.4 小结 |
| 4 电絮凝-臭氧耦合体系的作用机制研究 |
| 4.1 自由基产生机理 |
| 4.1.1 活性氧组分解析 |
| 4.1.2 X射线光电子能谱分析 |
| 4.2 混凝剂水解形态分析 |
| 4.2.1 Ferron逐时络合比色法分析 |
| 4.2.2 ESI-MS分析 |
| 4.2.3 水解形态转化机理 |
| 4.3 小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士学位期间的研究成果 |
（2）海洋飞沫气溶胶参与下的烯烃醚臭氧化反应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 大气气溶胶 |
| 1.1.1 大气气溶胶的来源和传输 |
| 1.1.2 大气气溶胶的化学组成 |
| 1.1.3 大气气溶胶的气候及健康影响 |
| 1.2 海洋飞沫气溶胶 |
| 1.2.1 海洋飞沫气溶胶的产生 |
| 1.2.2 海洋飞沫气溶胶的组成与化学转化 |
| 1.2.3 海洋飞沫气溶胶的吸湿特性 |
| 1.2.4 海洋飞沫气溶胶生成的研究进展 |
| 1.3 挥发性有机化合物 |
| 1.3.1 挥发性有机化合物对气溶胶的影响 |
| 1.3.2 含氧挥发性有机化合物 |
| 1.3.3 烯烃醚类物质 |
| 1.3.4 挥发性有机化合物的研究手段 |
| 1.4 研究内容与思路 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 第二章 实验装置与过程 |
| 2.1 海洋飞沫气溶胶的产生装置与过程 |
| 2.1.1 鼓泡系统 |
| 2.1.2 供气系统 |
| 2.1.3 检测系统 |
| 2.2 烯烃醚气相反应的低温基质隔离装置与计算方法 |
| 2.2.1 臭氧化实验 |
| 2.2.2 理论计算 |
| 2.3 烯烃醚气相反应的烟雾箱实验装置与过程 |
| 2.3.1 气相反应烟雾箱描述 |
| 2.3.2 二次有机气溶胶研究烟雾箱描述 |
| 2.3.3 臭氧反应动力学实验 |
| 2.3.4 气相产物检测 |
| 2.3.5 颗粒相产物检测 |
| 第三章 海洋飞沫气溶胶的性质表征 |
| 3.1 海洋飞沫气溶胶的产生 |
| 3.1.1 实验药品 |
| 3.1.2 海洋飞沫气溶胶产生过程 |
| 3.2 海洋飞沫气溶胶的性质及影响因素 |
| 3.2.1 粒径分布 |
| 3.2.2 海水盐度的影响 |
| 3.2.3 过滤器水下深度和孔径跨度的影响 |
| 3.2.4 海水中有机物的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 烯烃醚臭氧化Criegee反应的低温基质隔离实验研究 |
| 4.1 低温基质隔离实验 |
| 4.1.1 实验药品 |
| 4.1.2 低温基质隔离实验过程 |
| 4.2 典型烯烃醚臭氧化反应机理 |
| 4.2.1 优化结构和反应能量 |
| 4.2.2 乙烯基乙醚和乙烯基正丁醚臭氧化反应机理研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 海洋飞沫气溶胶参与下的烯烃醚臭氧化反应 |
| 5.1 烟雾箱实验 |
| 5.1.1 化学药品 |
| 5.1.2 烟雾箱实验过程 |
| 5.2 典型烯烃醚的臭氧化反应动力学与反应机理 |
| 5.2.1 烯烃醚臭氧化反应动力学 |
| 5.2.2 烯烃醚臭氧化反应机理分析 |
| 5.3 海洋飞沫气溶胶参与下的烯烃醚臭氧化二次有机气溶胶的生成 |
| 5.3.1 不同烯烃醚二次有机气溶胶的生成情况 |
| 5.3.2 相对湿度对二次有机气溶胶生成的影响 |
| 5.3.3 OH自由基对二次有机气溶胶生成的影响 |
| 5.3.4 丙二酸种子气溶胶对二次有机气溶胶生成的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文 |
| 专利授权 |
| 参与的研究项目 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）大气含氧氢键复合物理化性质的实验和理论研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号及缩写说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 大气气溶胶成核 |
| 1.1.2 氢键的结构及大气意义 |
| 1.1.3 氢键在气溶胶成核及化学反应中的作用 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 大气气溶胶成核研究进展 |
| 1.2.2 大气氢键复合物研究进展 |
| 1.3 本论文的立题依据与研究内容 |
| 第二章 实验与理论研究方法 |
| 2.1 红外光谱技术 |
| 2.1.1 气相傅里叶变换红外光谱技术 |
| 2.1.2 低温基质隔离傅里叶变换红外光谱技术 |
| 2.2 理论基础和计算方法 |
| 2.2.1 密度泛函理论 |
| 2.2.2 过渡态理论 |
| 2.2.3 其他辅助分析方法 |
| 第三章 大气含氧氢键复合物的光谱性质 |
| 3.1 氢键给体对氢键复合物的影响 |
| 3.1.1 开环化合物作为氢键受体 |
| 3.1.2 闭环化合物作为氢键受体 |
| 3.2 氢键受体对氢键复合物的影响 |
| 3.2.1 氢键受体中环的大小的影响 |
| 3.2.2 氢键受体中环的甲基取代的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 大气氢键复合物在OH自由基反应中的作用 |
| 4.1 大气氢键复合物的稳定构型及能量参数 |
| 4.1.1 反应物及产物结构 |
| 4.1.2 自由基反应的第一步 |
| 4.2 无水与有水条件下亚硝酸(HONO)与OH自由基反应的势能面 |
| 4.2.1 水分子不参与反应的势能面 |
| 4.2.2 水分子对HONO+OH反应势能面的影响 |
| 4.3 无水与有水条件下亚硝酸(HONO)与OH自由基反应的速率常数 |
| 4.3.1 水分子不参与反应的速率常数 |
| 4.3.2 水分子对HONO+OH反应速率常数的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 大气氢键复合物在ClO自由基反应中的作用 |
| 5.1 大气氢键复合物在亚硝酸(HONO)与ClO自由基反应中的作用 |
| 5.1.1 HONO+ClO氢抽提反应路径 |
| 5.1.2 水分子对HONO+ClO反应势能面的影响 |
| 5.1.3 HONO+ClO(+H_2O)反应速率常数 |
| 5.2 大气氢键复合物在甲醇(CH_3OH)与ClO自由基反应中的作用 |
| 5.2.1 CH_3OH+ClO氢抽提反应路径 |
| 5.2.2 水分子对CH_3OH+ClO反应势能面的影响 |
| 5.2.3 CH_3OH+ClO(+H_2O)反应速率常数 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 大气氢键复合物在臭氧化反应中的作用 |
| 6.1 Criegee反应机理 |
| 6.2 大气2,5-二氢呋喃(2,5-DHF)臭氧化反应的红外光谱 |
| 6.2.1 反应中间体的结构 |
| 6.2.2 臭氧化产物的红外光谱 |
| 6.3 大气2,5-二氢呋喃(2,5-DHF)臭氧化反应路径 |
| 6.3.1 传统的Criegee反应路径 |
| 6.3.2 氢键复合物参与的脱氢反应路径 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（4）新型纳米氢氧化镁材料催化臭氧化去除典型抗生素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境中抗生素的污染概况 |
| 1.1.1 抗生素的分类及特征 |
| 1.1.2 水环境中抗生素的来源 |
| 1.1.3 水环境中抗生素的危害 |
| 1.1.4 水环境中抗生素的污染现状 |
| 1.2 水环境中抗生素的去除技术 |
| 1.2.1 吸附技术 |
| 1.2.2 膜技术 |
| 1.2.3 生物处理技术 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.3 非均相催化臭氧化技术处理抗生素废水的研究进展 |
| 1.3.1 非均相催化剂的选择 |
| 1.3.2 非均相催化臭氧化的影响因素 |
| 1.3.3 非均相催化臭氧化的催化机理 |
| 1.3.4 非均相催化臭氧化技术处理抗生素废水 |
| 1.4 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 纳米Mg(OH)_2催化剂的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂和仪器 |
| 2.2.2 纳米Mg(OH)_2材料的制备 |
| 2.2.3 材料的表征方法 |
| 2.2.4 臭氧化实验装置 |
| 2.2.5 臭氧化实验 |
| 2.2.6 催化剂稳定性分析实验 |
| 2.2.7 样品分析检测方法 |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纳米Mg(OH)_2材料的表征 |
| 2.3.2 纳米Mg(OH)_2材料催化臭氧化去除典型抗生素 |
| 2.3.3 不同因素对纳米Mg(OH)_2催化臭氧化降解典型抗生素的影响 |
| 2.3.4 典型共存金属离子对纳米Mg(OH)_2催化臭氧化去除甲硝唑的影响 |
| 2.3.5 催化剂的稳定性 |
| 2.3.6 纳米Mg(OH)_2的催化臭氧化机理分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 锂掺杂纳米Mg(OH)_2材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 锂掺杂纳米Mg(OH)_2材料的制备 |
| 3.2.3 材料的表征方法 |
| 3.2.4 臭氧化实验 |
| 3.2.5 催化剂稳定性分析实验 |
| 3.2.6 样品分析检测方法 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 锂掺杂纳米Mg(OH)_2材料的表征 |
| 3.3.2 锂掺杂纳米Mg(OH)_2材料催化臭氧化降解甲硝唑 |
| 3.3.3 总有机碳(TOC)的去除 |
| 3.3.4 锂掺杂纳米Mg(OH)_2材料催化臭氧化降解甲硝唑的动力学研究 |
| 3.3.5 催化剂的稳定性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 利用水氯镁石制备纳米Mg(OH)_2催化剂及其催化臭氧氧化去除典型抗生素的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 水氯镁石纳米Mg(OH)_2材料的制备 |
| 4.2.3 材料的表征方法 |
| 4.2.4 臭氧化实验 |
| 4.2.5 催化剂稳定性分析实验 |
| 4.2.6 样品分析检测方法 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 水氯镁石的表征 |
| 4.3.2 水氯镁石纳米Mg(OH)_2材料的表征 |
| 4.3.3 水氯镁石纳米Mg(OH)_2材料催化臭氧化降解典型抗生素 |
| 4.3.4 催化剂用量对典型抗生素降解的影响 |
| 4.3.5 反应温度对典型抗生素降解的影响 |
| 4.3.6 污染物初始浓度对典型抗生素降解的影响 |
| 4.3.7 共存阴离子对典型抗生素降解的影响 |
| 4.3.8 共存阳离子对典型抗生素降解的影响 |
| 4.3.9 催化剂的稳定性 |
| 4.3.10 水氯镁石纳米Mg(OH)_2材料催化臭氧化机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磁性Fe_3O_4@Mg(OH)_2复合纳米材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂和仪器 |
| 5.2.2 磁性Fe_3O_4@Mg(OH)_2复合纳米材料的制备 |
| 5.2.3 材料的表征方法 |
| 5.2.4 臭氧化实验 |
| 5.2.5 催化剂稳定性分析实验 |
| 5.2.6 抑菌活性实验 |
| 5.2.7 样品分析检测方法 |
| 5.2.8 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 磁性Fe_3O_4@Mg(OH)_2复合纳米材料的表征 |
| 5.3.2 磁性Fe_3O_4@Mg(OH)_2复合纳米材料催化臭氧化降解甲硝唑 |
| 5.3.3 催化剂用量对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.4 反应温度对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.5 污染物初始浓度对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.6 溶液初始p H对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.7 共存阴离子对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.8 共存阳离子对甲硝唑降解的影响 |
| 5.3.9 催化剂的稳定性 |
| 5.3.10 磁性Fe_3O_4@Mg(OH)_2复合纳米材料的催化臭氧化机理分析 |
| 5.3.11 抑菌活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2复合材料的制备及其催化臭氧氧化去除典型抗生素的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂和仪器 |
| 6.2.2 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2材料的制备 |
| 6.2.3 材料的表征方法 |
| 6.2.4 臭氧化实验 |
| 6.2.5 催化剂稳定性分析实验 |
| 6.2.6 抑菌活性实验 |
| 6.2.7 样品分析检测方法 |
| 6.2.8 数据分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2材料的表征 |
| 6.3.2 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2材料催化臭氧化降解甲硝唑 |
| 6.3.3 不同因素对磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2催化臭氧化降解甲硝唑的影响 |
| 6.3.4 催化剂的稳定性 |
| 6.3.5 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2催化臭氧化降解甲硝唑的产物及途径分析 |
| 6.3.6 磁性Fe_3O_4@SiO_2@Mg(OH)_2材料的催化臭氧化机理分析 |
| 6.3.7 抑菌活性 |
| 6.3.8 不同催化剂性能的比较 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新性 |
| 7.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 实验所用试剂及仪器设备相关信息 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
（5）铈负载硅基材料催化臭氧氧化水中硝基苯的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第1章 文献综述与研究进展 |
| 1.1 硝基苯类废水 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 ·OH反应机理 |
| 1.2.2 AOPs反应类型 |
| 1.3 催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.1 臭氧氧化分类 |
| 1.3.2 臭氧氧化机理 |
| 1.3.3 催化臭氧氧化机理 |
| 1.4 硅基臭氧催化剂 |
| 1.4.1 白炭黑材料 |
| 1.4.2 MCM-41材料 |
| 1.5 研究展望 |
| 第2章 铈负载硅基催化剂制备及其结构与表面特性研究 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 Ce/Si催化剂制备 |
| 2.1.2 表征分析参数及方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 N_2吸附-脱附和FT-IR表征 |
| 2.2.2 XRD表征 |
| 2.2.3 XPS表征 |
| 2.2.4 H_2-TPR和NH_3-TPD表征 |
| 2.2.5 TEM-EDS和SEM-EDS表征 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 硅基催化剂协同臭氧处理硝基苯废水的效果评价研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验装置与运行方式 |
| 3.1.3 催化臭氧化过程的影响因素研究 |
| 3.1.4 催化剂轮次实验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 催化剂的催化和吸附效果评价 |
| 3.2.2 反应溶液pH的变化 |
| 3.2.3 催化剂轮次研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 硅基催化剂协同处理硝基苯废水作用机理研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 催化剂机理研究 |
| 4.1.3 反应动力学常数的计算 |
| 4.1.4 硝基苯降解路径分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 自由基捕获法检测分析 |
| 4.2.2 自由基抑制法检测分析 |
| 4.2.3 反应动力学常数的计算 |
| 4.2.4 反应中间产物分析 |
| 4.2.5 反应降解路径的确认 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 实验补充 |
| 致谢 |
（6）臭氧催化氧化-重金属捕集深度处理化学镀镍废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 化学镀镍废水的来源 |
| 1.2 化学镀镍废水的性质和危害 |
| 1.3 国内外对化学镀镍废水的研究现状 |
| 1.3.1 化学镀镍废水的常规处理工艺及其优缺点 |
| 1.3.2 化学镀镍废水的深度处理工艺技术现状及研究进展 |
| 1.4 重金属捕集剂螯合吸附研究进展 |
| 1.5 臭氧处理电镀废水的进展 |
| 1.6 课题研究目的及主要内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究背景及意义 |
| 1.6.3 研究目的 |
| 1.6.4 研究内容 |
| 1.6.5 研究方法及技术路线 |
| 第二章 化学镀镍废水络合态Ni处理工艺的试验研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设备 |
| 2.2 试验及分析方法 |
| 2.2.1 Fenton预氧化—SN9 螯合吸附体系(Fenton—SN9 体系)去除化学镀镍废水络合态Ni的试验 |
| 2.2.2 活化Na_2S_2O_8 预氧化—SN9 螯合吸附体系(Na_2S_2O_8—SN9 体系)去除化学镀镍废水络合态Ni的试验 |
| 2.2.3 Na ClO预氧化—SN9 螯合吸附体系(Na ClO—SN9 体系)去除化学镀镍废水络合态Ni的试验 |
| 2.2.4 O_3 预氧化—SN9 螯合吸附体系(O_3—SN9 体系)去除化学镀镍废水络合态Ni的试验 |
| 2.2.5 离子交换法 |
| 2.2.6 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fenton—SN9 体系去除化学镀镍废水络合态Ni的试验探究 |
| 2.3.2 Na_2S_2O_8—SN9 体系去除化学镀镍废水络合态Ni的试验探究 |
| 2.3.3 Na ClO—SN9 体系去除化学镀镍废水络合态Ni的试验探究 |
| 2.3.4 O_3—SN9 体系去除化学镀镍废水络合态Ni的试验探究 |
| 2.3.5 重金属去除工艺的确定 |
| 2.3.6 预氧化破络-重金属去除整体工艺的确定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 臭氧预破络—重金属捕集耦合体系深度处理化学镀镍废水络合态Ni试验研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设备 |
| 3.2 试验及分析方法 |
| 3.2.1 臭氧静态反应试验 |
| 3.2.2 TBA捕获·OH试验 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 O_3—SN9 体系处理化学镀镍废水络合态Ni的试验研究 |
| 3.3.2 低浓度高稳态络合Ni的去除机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 非均相催化臭氧化—重金属捕集耦合体系深度处理化学镀镍废水络合态Ni的试验研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设备 |
| 4.2 试验及分析方法 |
| 4.2.1 紫外(UV)协同非均相催化臭氧化—重金属耦合体系(UV/O_3—SN9)试验 |
| 4.2.2 过氧化氢(H2O2)均相协同催化臭氧化—重金属耦合体系(H_2O_2/O_3—SN9)试验 |
| 4.2.3 紫外/过氧化氢协同催化臭氧化—重金属耦合体系(UV/H_2O_2/O_3—SN9)试验 |
| 4.2.4 SAO3-II非均相催化臭氧化—重金属耦合体系(SAO3-II/O_3—SN9)试验 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 非均相/均相催化臭氧化—重金属捕集耦合体系催化剂的筛选 |
| 4.3.2 SAO3-II/O_3—SN9 体系去除化学镀镍废水络合态Ni的试验研究 |
| 4.3.3 非均相催化剂SAO3-II的表征 |
| 4.3.4 催化臭氧化机理的分析 |
| 4.3.5 化学镀镍废水深度处理现场扩大试验 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（7）活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 苯酚废水的污染 |
| 1.1.2 苯酚的来源与危害 |
| 1.2 苯酚废水处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 臭氧氧化和催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.1 臭氧的性质 |
| 1.3.2 臭氧氧化技术概述 |
| 1.3.3 催化臭氧氧化技术 |
| 1.4 基于活性炭的催化剂制备及催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.1 活性炭催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.2 活性炭负载金属催化臭氧氧化技术 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 活性炭催化臭氧氧化处理苯酚 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 装置与流程 |
| 2.2.3 活性炭的制备 |
| 2.2.4 活性炭催化臭氧氧化实验 |
| 2.2.5 活性炭表征方法 |
| 2.2.6 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 活性炭表征分析 |
| 2.3.2 活性炭催化臭氧去除苯酚 |
| 2.3.3 活性炭催化臭氧氧化苯酚过程的影响因素 |
| 2.3.4 活性炭吸附及苯酚降解动力学 |
| 2.3.5 化工二级出水实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 活性炭负载铁锰催化臭氧处理苯酚 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 活性炭负载铁锰催化剂制备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 活性炭负载铁锰催化剂表征方法 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 活性炭负载铁锰催化剂表征分析 |
| 3.3.2 活性炭负载铁锰催化剂催化臭氧氧化苯酚性能 |
| 3.3.3 铁锰浸渍浓度对催化臭氧氧化苯酚性能影响 |
| 3.3.4 活性炭负载铁锰催化剂的稳定性 |
| 3.3.5 石油化工二级出水实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 活性炭催化臭氧系统活性物质分析 |
| 4.3.2 活性炭催化臭氧系统机理研究 |
| 4.3.3 活性炭催化臭氧系统苯酚降解路径 |
| 4.3.4 活性炭负载铁锰催化系统活性物质分析 |
| 4.3.5 活性炭负载铁锰催化臭氧机理研究 |
| 4.3.6 活性炭负载铁锰催化系统对苯酚的降解路径 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（10）异丙醇的O3/H2O2复合氧化动力学研究（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 实验装置及方法 |
| 3 O3/H2O2复合氧化异丙醇动力学实验结果和分析 |
| 3.1 动力学实验最优波长和反应计量系数比的确定 |
| 3.2 O3/H2O2复合氧化动力学理论分析[4] |
| 3.3 O3/H2O2复合氧化异丙醇动力学实验结果 |
| 4 结论 |
四、停流光谱法测定臭氧化快速反应动力学参数（论文参考文献）
- [1]电絮凝-臭氧耦合体系有机物去除特性与作用机制研究[D]. 谢新月. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]海洋飞沫气溶胶参与下的烯烃醚臭氧化反应[D]. 吕辰. 山东大学, 2020(08)
- [3]大气含氧氢键复合物理化性质的实验和理论研究[D]. 唐珊珊. 山东大学, 2020(11)
- [4]新型纳米氢氧化镁材料催化臭氧化去除典型抗生素的研究[D]. 孙琪. 东南大学, 2020(01)
- [5]铈负载硅基材料催化臭氧氧化水中硝基苯的机理研究[D]. 姬源源. 中国石油大学(北京), 2019(02)
- [6]臭氧催化氧化-重金属捕集深度处理化学镀镍废水的研究[D]. 关智杰. 广东工业大学, 2019
- [7]活性炭及其负载铁锰催化臭氧氧化苯酚的研究[D]. 熊威. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [8]停流光谱技术的应用与发展[J]. 李继睿,禹练英. 理化检验(化学分册), 2009(03)
- [9]对硝基苯胺臭氧化反应动力学和吸收过程模拟[J]. 沈慧芳,黄洪,瞿金清,程江,陈焕钦. 化工学报, 2004(04)
- [10]异丙醇的O3/H2O2复合氧化动力学研究[J]. 沈慧芳,程江,陈焕钦. 高校化学工程学报, 2004(01)