一、无机膜催化氧化在环境工程中的进展与应用（论文文献综述）
李平[1]（2021）在《PAN-Si膜的制备和改性及其在4-硝基苯酚和染料废水处理中的应用》文中进行了进一步梳理本文以聚丙烯腈（PAN）为基膜材料,与3-氨丙基三乙氧基硅烷（APTES）以原位聚合的方式混合,并采用非溶剂诱导相分离（NIPS）法制备PAN-Si膜。以PAN-Si膜为基膜,采取金属置换-外延生长法制备Ag NPs负载膜并将其用于4-硝基苯酚（4-NP）和染料的催化还原降解;另外,通过将PAN纳米纤维复合在PAN-Si膜上制备PAN复合膜,对其进行改性处理,用于阴离子染料截留过程。利用扫描电镜（SEM）、X射线光电子能谱（XPS）、原子力显微镜（AFM）等方式对制备的膜进行一系列的表征。首先,采用NIPS法制备了不同配比的PAN-Si膜,其中制膜配比为15wt.%PAN和10wt.%APTES时,所得的P15-10膜具有均匀的致密表层和指孔状断面结构,并且该膜显示出高通量（460 L·m-2·h-1）和BSA截留率（92%）,因此将其作为后续研究的基膜。其次,以最优配比下的PAN-Si膜为基膜,以Cu、Al、Fe、Zn四种廉价活泼金属为媒介,制备了四种不同的Ag NPs负载膜。其中,只有PAN-Si-Cu-Ag膜和PAN-Si-Fe-Ag膜表现出均匀的深黑色,但是在12 h的高浓度（4-NP:NaBH4=1 mM:50 mM）4-NP溶液的降解过程中,PAN-Si-Cu-Ag膜具有更高的还原率（99%）和通量（240 L·m-2·h-1）。此外,PAN-Si-Cu-Ag膜在水中储存1个月后Ag NPs的脱落量仅有1.85 μg/cm2,通过TGA测试结果可知的Ag NPs负载量高达28%,这也是该膜的催化活性高的原因。在对染料的截留和还原降解处理中,PAN-Si-Cu-Ag膜对刚果红水溶液的截留率高达95%,对于体积比为40 mL:10 mL的甲基橙和NaBH4混合溶液,8 h的持续降解过程中该膜的还原降解率在90%以上,通量维持在230 L·m-2h-1左右。最后,将不同纺丝时间下制备的PAN纳米纤维与PAN-Si膜复合制备得到PAN复合膜,其中PAN-3h膜具有合适的纯水通量（185.29L·m-2·h-1）和最好的抗污染性能（BSA截留率为92.44%,通量恢复率FRR达到96.39%）。然后用NaOH/ETA溶液对PAN-3h膜做改性处理,纯水通量从185.29 L·m-2·h-1降低到45.65 L·m-2·h-1,孔隙率从83.6%增加到94.84%,平均孔径从16.89 nm降低到5.37 nm,亲水性也显着提高（初始接触角从46°降低到26.5°）。将改性后的H-PAN-3h膜用于阴离子染料截留,在12 h的长时间染料截留过程中,对甲基蓝和刚果红的截留率分别保持在98%和99%左右,且H-PAN-3h膜对染料的吸附量很少,说明膜对染料的截留与吸附作用相关性不大。
高英杰[2]（2021）在《蛋壳负载材料及其复合膜活化PMS处理水中药物污染物研究》文中研究表明基于过单硫酸盐激活的高级氧化法是一种水深度处理去除药物类污染物的重要技术,在此过程中,寻找一种环保、廉价、高效的催化剂至关重要。本研究采取简易的浸渍法合成了Ag2O-Ag/eggshell复合材料,使用水热法制备了CoFe2O4/eggshell催化材料,利用简单的共沉淀法合成了F9C1/eggshell-600-5复合物。采用扫描电子显微镜法、透射电子显微镜法、X射线衍射法、X射线光电子能谱法等技术对所制备的复合材料的物理化学性质开展了探究表征。选取磺胺甲恶唑、氟苯尼考和卡马西平为目标污染物,分别考察了Ag2O-Ag/eggshell、CoFe2O4/eggshell和F9C1/eggshell-600-5复合材料活化PMS降解目标污染物的性能,并考察了催化剂投加量和PMS的初始浓度、溶液初始p H值、反应体系温度、共存阴离子、腐殖酸以及天然水基质对该体系降解目标污染物的影响。同时,本研究结合电子顺磁共振测试法和自由基淬灭实验数据,鉴定了体系中所产生的活性自由基并分析了各种活性自由基的贡献度;通过液相色谱&质谱联用技术测定了目标污染物降解中间产物,并推测出可能的降解路径,结合上述数据推测了潜在的PMS活化降解目标污染物的基理;采用活性污泥抑制试验,监测了目标污染物在本体系的降解过程中的毒性变化;同时,本实验也进行了对实际医院废水的处理,以便为所研究体系的应用提供经验基础。此外,本研究还通过真空抽滤法、刮膜法和静电纺丝法分别制备了Ag2O-Ag/eggshell微孔滤膜,CoFe2O4/eggshell聚偏氟乙烯复合膜和F9C1/eggshell-600-5聚丙烯腈复合膜,并对粉末状催化材料和相应的复合膜进行了循环实验,证实了复合膜不仅能够提高催化材料的稳定性和重复利用率,还可以有效控制金属析出的量。综上所述,本项工作为基于PMS活化的高级氧化技术中催化材料的设计开发、为水深度处理去除水中药物类污染物的研究、为实际的医院废水的处理提供了实验经验和理论基础。
蒋兴一[3]（2021）在《固相碳源与锰氧化物联用强化人工湿地脱氮及机理》文中进行了进一步梳理目前,我国水环境中氮源污染形势严峻。在各类脱氮方法中,人工湿地作为一种生态修复技术可以广泛应用于多种类型污染水体的处理。但人工湿地内部的碳氧含量是限制脱氮效率的主要因素之一,故针对人工湿地现状问题进行改善对加强脱氮效果有重要意义。锰是地壳中一种常见的元素,由于其氧化物有较高氧化性已用于处理多种难降解的有机物,可利用其催化氧化能力提高人工湿地硝化效果,减少氧消耗。生物可降解塑料作为一种新型固相碳源,已被证明有优良的反硝化脱氮效果。为了加强人工湿地在硝化和反硝化区域的作用,达到提升总氮去除率之目的,本研究从以下四个方面进行:1)对PCL、PHBV、PHB、PLA、PBS五种可降解塑料的释碳情况以及对加强微生物反硝化效果进行筛选,选出最佳碳源与添加比加入到人工湿地中;2)利用沸石、活性炭两种载体通过三种不同负载方法,制备负载锰材料并择优表征,探究氨氮吸附动力学及机理;3)将制备出的负载锰材料作为人工制备材料,锰砂作为天然材料分别与固相碳源联用探究两类材料对人工湿地脱氮的影响;4)考虑工程湿地填料的制备成本,在前述研究机理的基础上,直接选用锰砂作为人工湿地填料,并对不同填料配比湿地中的各深度下取样进行微生物高通量测序。结论如下:（1）五种固相碳源对增强微生物脱氮的顺序从大到小为PCL、PHBV、PHB、PBS、PLA;PCL和PHBV在不同填料中的联合作用脱氮速率由大到小排列为:矿物纤维>PP纤维>石英砂;两种固相碳源6%的填充下对脱氮的去除率差异不明显且在运行前期会造成出水COD升高,为此采用3%的填充比例进行后续试验,考虑易得性选择PHBV作为后续人工湿地的固相碳源填料;PHBV作为实验组时进水中有碳源的情况可以抑制固相碳源入水后大量的COD释放。同时在驯化期结束后,进水不含碳源的实验组中的总氮（TN）去除效果更高,且出水COD更低,对环境变化抗冲击力更强。（2）负载锰膜后沸石和活性炭的氨氮吸附性能得到显着提升,同时在外界条件改变时依旧可以保持对氨氮较稳定的去除率;在活性炭上负载锰氧化物（AC-MnOx）对氨氮的去除率相比于原始活性炭（AC）提升了15.6倍;对氨氮进行吸附动力学和吸附等温线的研究,发现负锰材料对氨氮的吸附满足Langmuir模型,且为吸热自发反应。对AC-MnOx进行SEM、红外和ZETA电位等相关表征表明:锰氧化物添加使AC-MnOx材料表面有较多含氧官能团,遇水后电离使材料呈现负电性,其次采用静电吸附将氨氮吸附在具有催化氧化功能的活性位点上,Mn（IV）参与氨氮氧化生成Mn（II）,氨氮氧化生成硝酸根离子与亚硝酸根离子。当催化氧化结合位点达到饱和后,氨氮通过物理吸附进入锰氧化物的晶体结构中。（3）将人工材料（AC-MnOx与AC）与天然材料（锰砂与石英砂）作为加强硝化区填料一起填入湿地中,人工制备的填料对氨氮的去除更有优势。对氨氮和总氮去除率从大到小排序为:负锰活性炭（AC-MnOx）>活性炭（AC）>锰砂（Mn）>石英砂（CK）。在填料负载锰后,可以加强填料对氨氮的氧化去除。研究表明,锰氧化物的添加可以有效提高对氨氮的去除效果并与固相碳源联用强化了脱氮作用。（4）锰砂作为填料的添加量与湿地中氧含量呈正相关,因此在进水中只有氨氮的情况下,氨氮的去除率与锰砂的填埋量呈正相关;当进水中存在硝氮时,填埋量越大对总氮的去除率越低,但相比与CK湿地,添加锰砂会对总氮和氨氮的去除有显着的提升;锰砂填充配比越大,在后期运行时可能出现解吸附现象。在间歇流中,对氨氮和总氮的去除率顺序为:填埋10 cm（S1）>填埋20 cm（S2）>填埋30 cm（S3）>填埋0cm（CK）,对应的氨氮去除速率为0.11、0.10、0.10、0.08 g/（m3·h）,对应的总氮去除速率为0.17、0.16、0.15、0.10g/（m3·h）;在连续流中对氨氮和总氮的去除顺序相同,然而在连续流中S3和S4湿地中对氨氮的去除率的提升（可能由于锰砂解吸）不如CK和S1,此时S1、S2、S3、CK对氨氮的去除速率为0.15、0.11、0.10、0.09 g/（m3·h）,总氮的去除速率为0.30、0.28、0.27、0.24 g/（m3·h）。在复合氮源污染中,S1对氨氮和总氮的去除量最大。（5）微生物群落在门水平上的相对丰度显示,变形菌门在所有样品中有绝对的优势其丰度值>51%。其次有拟杆菌门、球状菌门、酸杆菌门、疣微菌门、绿弯菌门、放线菌门等;锰砂的添加量与微生物丰度呈负相关,同时会抑制特有OTU数量;γ-变形菌纲、α-变形菌纲、拟杆菌纲、δ-变形菌纲是优势菌纲,占微生物总丰度的71-93%,随着湿地深度的增加,微生物丰度降低;在S1湿地底层中发现铁杆菌属Ferribacterium,由于锰砂中含少量三价铁,且在S1湿地中溶氧量和周围锰环境能够满足该菌生长,可将三价铁还原形成二价铁,在二价铁的作用下,可以促进以自养反硝化的脱氮作用。本研究表明,锰氧化物具有氧化能力可促进湿地硝化过程,其与固相碳源联用,加强了湿地中硝化-反硝化的生化过程,从而提高湿地脱氮效率。
李珊珊[4]（2020）在《炭基膜材料活化过硫酸盐降解苯酚的研究》文中研究表明酚类污染物在水环境中分布广,且具有毒性、可生化性差,对环境已经产生了严重的威胁。本研究以具有代表性的苯酚为目标污染物,将炭基膜材料与过硫酸盐高级氧化技术结合,发挥炭基膜材料较强的吸附能力和对于过硫酸盐的活化能力,探究该新型技术对苯酚的氧化降解作用。围绕该方法,我们制备了两种炭基膜材料,主要研究内容如下:（1）以煤粉为前驱体,通过挤压成型并炭化的方法制备了掺有氮元素的煤基炭膜。利用SEM、XPS等表征分析方法,系统研究了煤基炭膜的微观结构特征,发现氮元素的掺入提高了煤基炭膜对过硫酸盐的活化能力;通过催化降解实验系统地考察了煤基炭膜与过硫酸盐PDS的体系中过硫酸盐浓度、溶液pH、流速等不同反应参数对水体中苯酚去除效率的影响,探索最优反应条件,结果表明在PDS浓度为0.2 g/L、pH=8或pH=9、流速为2 mL/min的最优条件下,苯酚的去除效率达到100%,TOC去除率为70%;通过自由基淬灭实验推测煤基炭膜活化过硫酸盐降解苯酚的机理,发现在该降解过程中同时产生了硫酸根自由基和羟基自由基,作为氧化苯酚的主要活性物质,且存在非自由基氧化路径,两者共同实现了苯酚的高效去除和矿化。（2）以湿法纺丝与热解相结合的方法制备了碳纳米管中空纤维膜。碳纳米管中空纤维膜的网状结构使得其具有高的孔隙率和比表面积,对过硫酸盐的活化作用产生了积极的影响;对苯酚的催化降解实验中,在PDS浓度为0.1g/L、pH=9、水力停留时间为40s的最优条件下,苯酚的去除效率达到100%,TOC去除率为53%;通过循环试验考察了碳纳米管中空纤维膜的可重复性,结果表明其具有再生能力;自由基淬灭实验表明碳纳米管中空纤维膜活化过硫酸盐降解苯酚的过程中没有自由基的生成,而是在膜表面形成亚稳态反应复合物,依靠电子转移进行氧化降解的非自由基氧化路径,并通过过硫酸盐分解实验以及电化学线性伏安法共同验证了非自由基氧化路径。本研究中,煤基炭膜和碳纳米管中空纤维膜均对过硫酸盐展现出了优良的活化性能,对水体中的苯酚实现了高效的去除,为含酚有机废水的处理提供了一种绿色、环保且具有经济效益的方法,这对于环境保护和材料利用具有重要的意义。
张祎宸[5]（2020）在《膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究》文中认为随着工业的发展,废水中难降解的有机物越来越多,对环境造成一定的破坏。其中抗生素类废水作为一种新型污染物具有难降解、毒性大、较稳定的特点。常规降解抗生素的方法如物理法、化学法、生物法对抗生素的降解效果已经不能达到降解需求,而高级氧化技术对降解有机污染物的应用前景广泛,其中芬顿反应所提供的·OH具有无选择性、氧化能力强等特点,对抗生素具有良好的降解效果。本课题以环丙沙星（CIP）作为目标污染物采用Nafion膜作为光助非均相芬顿催化剂进行反应,探究环丙沙星的降解效果,并对环丙沙星降解反应动力学和机理进行分析。本实验探究了Nafion膜的预处理、负载铁方法及最佳负载条件。探究Nafion/Fe3+膜在紫外光助非均相芬顿体系下降解环丙沙星的效果及H2O2浓度、pH、温度、环丙沙星初始浓度对环丙沙星降解情况的影响,并探讨Nafion/Fe3+膜催化降解环丙沙星过程中的循环使用性能及铁溶出情况。结果表明,Nafion/Fe3+膜的最佳负载量为26.5mg/g。Nafion/Fe3+膜可有效降解环丙沙星,在2h内降解率达到88%,在4h内环丙沙星能够完全降解。探究不同影响因素对环丙沙星降解效果的影响,通过单因素实验,可以确定20℃、pH=3、H2O2=100mg/L、环丙沙星浓度为50mg/L时,环丙沙星降解效果最好。在循环降解环丙沙星过程中,两个周期内降解环丙沙星效果较好。结合XRD和XPS结果可知多次降解效率的降低可能是由于Fe3+溶解导致膜上Fe含量降低或膜上Fe3+转化为Fe3O4非均相反应导致降解效果变差。实验讨论了·OH对Nafion/Fe3+膜破坏情况并通过SEM,XRD,XPS和FTIR进行分析。一次·OH攻击Nafion/Fe3+膜实验不能观察到膜上有明显的破坏影响。在多次膜破坏过程中,Fe3+在反应过程中具有化合价变化,铁离子溶解。经过五次破坏试验后,膜上C含量降低。Nafion/Fe3+膜虽有降解,但主体骨架及功能性基团仍可保持。通过重新负载后的Nafion/Fe3+膜仍有催化活性,能够维持两次高效降解环丙沙星。对膜负载非均相芬顿体系降解环丙沙星进行动力学分析,可知环丙沙星的降解反应过程符合一级动力学反应模型。环丙沙星溶液初始浓度越大,环丙沙星溶液的降解速率越小。
张莎莎[6]（2020）在《混凝剂对铁猛复合氧化物滤料去除地表水中氨氮/锰活性的影响》文中进行了进一步梳理近年来,地表水源中氨氮和锰污染日渐严重,饮用水中过量的氨氮和锰不仅对人类健康造成威胁,也对水处理工艺造成负面影响,因此研究地表水中氨氮和锰的去除对我国饮用水安全保障具有重要意义。本课题以近年来提出的化学催化氧化法为基础,实现对地表水中氨氮和锰的去除。在中试实验系统下,比较了三种不同混凝剂（氯化铁（FeCl3）,聚合氯化铁（PFC）和聚合氯化铝铁（PAFC））对铁锰复合氧化物滤料长期去除地表水中氨氮和锰的活性影响,同时研究了碳酸氢根碱度对失活的铁锰复合氧化物滤料的催化活性影响。并初步探讨了混凝剂影响滤料活性以及碱度恢复滤料活性的机理。本文的主要研究结论如下:（1）明确了铁锰复合氧化物滤柱在地表水处理中预混凝阶段的最优混凝剂。三种混凝剂中,FeCl3不利于滤料对NH4+和Mn2+的去除,PFC对其去除NH4+和Mn2+的催化活性影响较小。使用PAFC后滤料的NH4+去除效率在50天后开始下降,但铁锰复合氧化物对Mn2+去除的催化活性保持不变。因此当采用铁锰复合氧化物滤料长期去除地表水中的氨氮和锰时,预混凝阶段的混凝剂不推荐使用FeCl3和PAFC,且PFC是三种混凝剂中最合适的。（2）探明了不同混凝剂影响铁锰复合氧化膜催化氧化氨氮活性的作用机制。对水质参数和滤料特性的分析表明,FeCl3不利于NH4+和Mn2+的去除,是由于FeCl3水解后使水中pH降低。而PAFC使得滤柱除氨氮活性降低是由于混凝剂中的铝进入引起了滤料表面结构变化。即不同运行时间下Al与Fe-Mn复合氧化物之间结合状态的差异导致了催化活性的下降。（3）明确了碱度对失活滤料催化效能的影响以及催化活性的恢复机制。不同碱度下滤柱的去除效果表明,提高碱度对铁锰复合氧化物滤料活性呈明显促进作用。滤柱对氨氮和锰的去除率分别由40%提升至95%和85%提升到100%。停止投加碱度后,滤柱活性依旧保持。进一步对水质参数和铁锰复合氧化膜特性进行分析,发现投加碱度后滤料表面铝的积累量减少且氧化物官能团发生变化,这是由于HCO3-与滤柱中残留的铝盐混凝剂作用,使滤料表面Al脱落,削弱了PAFC对滤柱活性的影响,滤柱活性得以恢复。
李英英[7]（2020）在《石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究》文中提出垃圾渗滤液属于难降解有机废水,具有成份复杂、毒性强、色度高、污染物浓度高、可生化性差等特点。传统的“预处理+生化处理”工艺很难使它得到彻底降解,为了达到排放要求,非常有必要对它进行深度处理。催化臭氧氧化技术对有机污染物具有高效降解能力,并且工艺易实施、易操作、成本较低,因此在垃圾渗滤液的深度处理领域具有广阔的应用前景。在本文研究中,选择TiO2作为催化剂,采用碳化热解法在它表面生成石墨烯层,制得石墨烯改性TiO2催化剂。另外,为了解决粉末催化剂的固定化问题,将改性催化剂负载于微滤膜表面,制得石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,并将它用于催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液的研究中。具体研究内容包括:（1）制备石墨烯改性TiO2催化剂,考察热解温度、碳源投量、固化剂投量等因素对催化剂活性的影响,筛选出性能优良的催化剂;（2）将催化剂与有机膜复合,制备石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,对复合膜的微观形貌、水通量、亲水性等性质进行表征,考察复合膜的催化臭氧氧化活性;（3）采用石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液,考察臭氧投量、溶液p H值、回流比等因素对处理效率的影响,并监测复合膜的污染情况。研究结果表明,热解温度、碳源投量、固化剂投量等制备条件均对石墨烯改性TiO2催化剂的催化活性有影响作用。热解温度700℃、碳源投量1.2g,固化剂投量0.3g（TiO2投量为3g）的条件下,制得的改性催化剂具有最佳催化活性。对石墨烯改性TiO2催化剂进行SEM、XRD、Roman、NH3-TPD、BET、p Hzpc等一系列表征,证明在TiO2催化剂的表面确实生成了石墨烯层,而且改性过程使TiO2催化剂的表面酸性增强、比表面积增大、等电点升高。石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化降解溶液中对氯苯甲酸（p-CBA）的过程遵循伪一级反应动力学规律,提高催化剂和臭氧的投量有助于促进p-CBA的降解,溶液p H值在2～10的范围内,催化臭氧氧化过程对p-CBA均有良好的去除效果。叔丁醇抑制实验和羟基自由基的EPR检测实验分别从间接、直接的角度证实了石墨烯改性TiO2催化剂可促进臭氧分解并产生羟基自由基。制备并表征了石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,由SEM照片可观察到,催化剂颗粒完全覆盖了原微滤膜的表面,而且随着催化剂负载量的提高,膜表面出现颗粒聚结和致密化现象。复合膜的水通量低于原微滤膜,而亲水性却有明显改善。催化臭氧氧化测试实验结果表明,复合膜很好地保留了石墨烯改性TiO2催化剂的催化活性。采用复合膜催化臭氧氧化工艺深度处理垃圾渗滤液,可有效降低废水的色度、浊度、COD、TOC、UV245等污染指标,其中COD值降至100mg/L以下,达到规定排放标准。另外,经过处理之后,垃圾渗滤液中检出的有机污染物由47种减少为33种。综合而言,石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜催化臭氧氧化过程对垃圾渗滤液有良好的深度处理效果。
覃航[8]（2020）在《非对称结构平板陶瓷膜的制备及分离性能研究》文中认为随人口的增加、城镇化程度的加深及工业的高速发展,我国可用清洁水资源日益短缺而污水排放量日益增加。国家和地方政府已经高度重视水环境治理的相关问题,对污水排放标准提出更高要求。在众多水处理技术当中,陶瓷膜分离技术因能耗低、设备简单、操作方便、处理效率高、在含酸/碱或有机溶剂等苛刻环境中表现出优异的稳定性和耐久性而日益受到广泛关注。非对称结构陶瓷膜由支撑体和分离层组成,因运行阻力小、通量大、易于规模化生产,可根据实际应用需求逐层制备微滤膜、超滤膜和纳滤膜,从而在水处理方面显示出巨大的应用前景。本文旨在选用合适的成膜工艺逐层制备大孔支撑体、微滤膜、超滤膜和纳滤膜,并对各膜层的分离性能进行研究。本论文取得的主要研究结果如下:（1）以不同粒径和形貌的工业级Al2O3粗粉为原料,经1600℃热处理成功制备出球形Al2O3粗粉。高温球形化通过不同尺寸颗粒间或同一颗粒表面凹凸区域间的空位流动使得Al2O3粗粉的球形度从0.63增大至0.75,且量化该粉体粒径分布的四分位数比从3.3缩小至1.8。对工业级Al2O3细粉进行砂磨预处理,打破粉体中的硬团聚体,使得Al2O3细粉的球形度从0.76增大至0.81,四分位数比从2.4缩小至1.8。（2）以球形Al2O3粗粉(d50=8.33μm)为骨料制备大孔支撑体,当造孔剂添加量为10 wt%,热处理温度为1350℃时,支撑体的抗折强度为36.3 MPa,孔隙率为44.3%,平均孔径为3.3μm,纯水通量为3240 L/m2 h bar。球形粗粉堆积出的骨架兼具高强度和高孔隙率,使得支撑体具有较高机械强度和较低过滤阻力。以球形Al2O3细粉(d50=0.41μm)为原料制备微滤膜,其平均孔径为0.12μm,纯水通量高达850 L/m2 h bar。球形细粉堆积出的膜孔通道更加均匀,曲率因子较小,使得微滤膜具有较高通量。在炭黑悬浮液处理实验中,微滤膜对炭黑最大截留率可达99.7%。此外,被污染的微滤膜经反冲洗后可恢复原始渗透通量和截留率。（3）通过反胶束修饰的溶胶-凝胶工艺可制备出平均粒径为30 nm、粒径分布窄、圆度值为0.92且适合制备超滤膜的勃姆石溶胶。经过一次浸渍-干燥-烧成工艺制备出厚度为2μm,孔径分布为4.8～6.8 nm,平均孔径为5.4 nm的γ-Al2O3超滤膜,其纯水通量为30.4 L/m2 h bar,截留分子量为8 k Da。γ-Al2O3超滤膜可高效截留牛血清白蛋白和甲基蓝,截留率分别为96.2%和96.8%。过滤实验中被污染的γ-Al2O3超滤膜经简易的清洗过程即可恢复原始渗透通量和截留率。（4）以草酸为螯合剂,通过无水溶胶-凝胶工艺在500℃制备出粒径约为10nm的α-Al2O3纳米颗粒,并将其作为相变晶种添加到勃姆石溶胶中制备涂膜液,经一次低温共烧在950℃制备出α-Al2O3超滤膜。研究结果表明热处理过程中,纳米级α-Al2O3相变晶种可提高Al2O3相变（γ相转变为α相）过程中的成核密度,缩短成核位点间距离,降低相变温度并实现低温制备α-Al2O3超滤膜的目的。α-Al2O3超滤膜的纯水通量为85 L/m2 h bar,截留分子量为15 k Da。在酸碱腐蚀实验中,α-Al2O3超滤膜表现出优异的化学稳定性。在食醋发酵废水脱色处理中,α-Al2O3超滤膜表现出优异的脱色效果,其中COD去除率为63%而脱色率高达98%。（5）十六烷基三甲基溴化铵/水/正丁醇/环己烷系反胶束可用于修饰溶胶-凝胶工艺。采用该工艺可在10～30 nm内制备球形ZrO2纳米颗粒,颗粒圆度值均大于0.90。反胶束通过影响前驱体水解-缩聚过程中的成核、生长和团聚过程控制ZrO2纳米颗粒的尺寸和形貌,使得ZrO2纳米颗粒与反胶束间存在显着的尺寸复制和形貌复制。（6）选用球形ZrO2溶胶制备纳滤膜时,添加Y（NO3）3·6H2O可抑制四方相ZrO2与单斜相ZrO2间的相变过程,确保纳滤膜层的完整性。经一次浸渍-干燥-烧成工艺可制备出厚度约为260 nm,纯水通量和截留分子量分别为3.9～4.2 L/m2h bar和800±50 Da的8 mol%Y2O3稳定的ZrO2（8YSZ）纳滤膜。在农药废水处理中,8YSZ纳滤膜对克百威的去除率高达89%。碱洗和低温热处理可有效清洁被污染的纳滤膜,实现多次重复使用。
王将[9]（2020）在《氧化石墨烯及其复合薄膜催化还原对硝基苯酚研究》文中进行了进一步梳理对硝基苯酚（4-NP）是最常见的有机污染物之一,广泛存在于工业和农业废水中,其还原产物对氨基苯酚（4-AP）的可以广泛应用于镇痛解热药物、照相显影剂、头发染色剂、缓蚀剂生产等。为了去除对硝基苯酚,已开发了吸附、光催化降解、臭氧氧化、生物、电化学处理和催化还原等多种方法。在这些方法中,硼氢化钠作为还原剂催化还原对硝基苯酚为对氨基苯酚,已被认为是一种有效和生态友好的途径。而金属银粒子和氮掺杂无金属碳催化剂广发应用于催化领域,越来越受到人们的关注。因此本论文设计了以上两种催化剂,系统研究了催化还原对硝基苯酚为对氨基苯酚的催化性能。通过静电纺丝制备聚偏氟乙烯-银-氧化石墨烯（PVDF-Ag-GO）纳米催化膜,用于催化还原对硝基苯酚为对氨基苯酚。由于金属纳米粒子尺寸较小,表面能高,易发生团聚,从而导致银粒子活性中心和催化活性的降低。因此,我们选择聚偏氟乙烯作为膜支撑材料,并在其表面负载银粒子。氧化石墨烯表面带负电荷的氧自由基可以为银粒子提供成核位点,防止了银粒子的团聚,提高了催化活性。本论文采用静电纺丝方法,制备了不同含量的PVDF-Ag（0-3%）-GO（0-2%）纳米复合膜,并用SEM、XPS、EDX、FTIR、Raman对纳米复合膜进行了表征。系统讨论了不同氧化石墨烯含量和银负载量、不同温度,以及不同溶液体积对催化反应性能的影响,探讨了纳米复合膜的循环稳定性及相关的动力学参数。实验结果表明,PVDF-2%Ag-1%GO纳米复合膜的催化活性最好,在室温下70分钟内能将50 m L浓度为20 mg/L的对硝基苯酚全部催化还原,并且其在循环使用五次之后依然保持着较高的催化活性。金属催化剂虽然具有较高的催化活性,但是其价格昂贵、使用成本很高。开发一种活性高、耐用性久和无金属的碳催化剂,能够取代金属基催化剂,具有越来越高的科学和技术重要性。因此,本研究开发了一种以尿素作为氮源,氧化石墨烯作为碳源的氮掺杂无金属催化剂。成功的制备了两种非磁性和磁性氮掺杂无金属碳催化剂,并用于对硝基苯酚的催化。实验结果表明,氮掺杂无金属碳催化剂在对硝基苯酚的催化还原反应中都表现出优异的催化活性,并且非磁性的氮掺杂无金属碳催化剂催化活性高于磁性的氮掺杂无金属碳催化剂催化活性,但磁性氮掺杂无金属碳催化剂相对于非磁性氮掺杂无金属碳催化剂便于实现催化剂与反应液的分离。作为对照实验,我们用纯的氧化石墨烯和未掺氮高温所得氧化石墨烯用于催化实验,实验结果表明这两种物质都不具有催化性质,这是因为只有掺杂氮原子的碳原子能够被激活,导致其具有更多的金属特性,从而提供催化位点,在其表面发生电子转移,实现催化还原。
郭若男[10]（2020）在《双金属化合物及其复合膜活化PMS去除水中磺胺类药物研究》文中认为磺胺类抗生素（SAs）在环境中分布广泛,即使其以痕量存在也会对人体健康甚至整个生态系统构成危害。基于硫酸根自由基SO4·-的高级氧化技术（SR-AOPs）适用范围广、氧化能力强,能高效处理水中的难降解有机污染物。在活化过氧单硫酸盐（PMS）产生SO4·-的多种催化方法中,非均相催化剂可以有效活化PMS降解污染物,并且具有低成本、低能耗等优势。然而,非均相纳米催化剂在使用过程中存在回收困难、团聚现象不利于活性位点暴露等问题。本论文制备了钴铜层状双金属氢氧化物（CoCu LDHs）、钴铁普鲁士蓝类似物（CoFe PBAs）及其煅烧衍生物,并利用其活化PMS去除水中SAs,阐明了水体中SAs的降解机制。更重要的是,将优化后的双金属化合物纳米颗粒组装在膜基质上,构建纳米催化剂@PVDF复合膜和纳米催化剂@纤维复合膜,以期提高催化剂的可重复使用性及其实际应用价值。本论文主要开展了以下工作:采用共沉淀法制备系列CoCu LDHs纳米材料,并以此为前驱体,通过高温煅烧合成CoCu LDOs纳米材料,并通过多种表征方法系统地分析了催化剂的理化性质。其中Co1Cu1 LDH具有典型的三维梭状纳米片分层堆叠结构,其孔径类型为介孔,并且Co1Cu1 LDH具备良好的电子转移能力。利用催化剂活化PMS降解磺胺甲恶唑（SMX）,发现Co1Cu1 LDH具有良好的PMS催化性能,并优于CoCu LDOs。当PMS浓度为150 mg L-1,催化剂用量为60 mg L-1,体系温度为25℃时,Co1Cu1 LDH/PMS体系在30min内对SMX的降解效率和矿化效率分别达到95.2%和64.9%。而溶液pH值和水中常见共存物质（Cl-、NO3-、HCO3-和腐殖酸）对SMX降解的影响可忽略。进一步地,通过实验分析证明,SO4·-、·OH、·O2-和1O2是导致SMX降解的主要活性氧化因子。因此,Co1Cu1 LDH/PMS体系降解有机污染物的过程是由自由基主导、非自由基辅助完成。此外,在重复循环使用5次后,Co1Cu1 LDH的晶体结构几乎未发生变化,其PMS活化性能保持稳定。通过共沉淀法制备系列CoFe PBAs纳米材料,并以Co1Fe1 PBA为前驱体通过高温煅烧合成Co1Fe1 PBA衍生物。所得催化剂均为块状结构且表面主要以簇团状纳米颗粒为主,具有良好的电子转移性能和丰富的介孔结构,这促进了催化剂对PMS的活化作用。当PMS浓度为300 mgL-1,催化剂用量为60 mgL-1,体系温度为30℃时,Co1Fe1 PBA/PMS体系在40 min内对磺胺醋酰（SAM）的去除率达到76.1%。基于XPS与电化学表征分析可知,催化剂表面发生电子转移进而活化PMS产生SO4·-和·OH。因此,Co1Fe1 PBA/PMS体系是一个基于催化剂内电子转移激发PMS产生强氧化性自由基降解有机污染物的氧化体系。并且水中常见阴离子（Cl-、NO3-、HCO3-）和有机物（腐殖酸）对SAM降解无明显影响。此外,所合成的Co1Fe1 PBA多次使用后仍能保持稳定的催化性能及其原有的理化性质,有利于催化剂的回收和再利用。为了进一步扩大纳米催化剂的可实际应用性,将前期优化后双金属化合物用于构建纳米催化剂@PVDF复合膜和纳米催化剂@纤维复合膜。通过多种表征手段测定复合膜理化性质,确定在复合膜中,纳米催化剂颗粒均与膜基质紧密连接并分布均匀。随后,通过有机污染物去除实验评价复合膜的PMS活化性能,包括SAs模拟废水和实际医疗废水。实验结果证明,所构建的纳米催化剂@复合膜/PMS反应体系可用于某一特定抗生素氧化降解过程,也可用于处理实际医疗废水,高效降解并矿化其中的有机污染物。特别地,通过LDH@PVDF/PMS、PBA@PVDF/PMS、LDH（9.09%）@PAN/PMS 和 PBA（6.25%）@PAN/PMS 体系处理实际医疗废水的过程中,TOC去除率分别达89.7%、93.5%、93.1%和98.4%。除此之外,在SAs降解反应中,Co1Cu1 LDH纳米催化剂、Co1Fe1 PBA纳米催化剂、LDH@PVDF复合膜、PBA@PVDF复合膜、LDH（9.09%）@PAN纤维复合膜和PBA（6.25%）@PAN纤维复合膜的Co离子溶出百分比分别为0.26%、0.43%、0.22%、0.09%、0.27%和1.36%。由此可见,复合膜在反应过程中的金属离子溶出浓度较低,其中部分低于其相应的纳米催化剂。并且,复合膜多次使用后仍保持优异的催化性能。由此可见,纳米催化剂@PVDF复合膜和纳米催化剂@纤维复合膜性能优异且稳定,易于从水中回收,可满足实际应用需要,复合膜的构建大大提高了纳米催化剂在废水处理过程中的可实际应用性。因此,这项工作为PMS非均相催化剂的设计制备、PMS活化降解有机污染物机理的研究、高效净化水中抗生素的环境友好型水处理功能材料的开发、实际的医疗废水处理提供理论基础。
二、无机膜催化氧化在环境工程中的进展与应用（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、无机膜催化氧化在环境工程中的进展与应用（论文提纲范文）
（1）PAN-Si膜的制备和改性及其在4-硝基苯酚和染料废水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 超滤膜 |
| 1.2.1 超滤膜简述 |
| 1.2.2 超滤膜制备方法 |
| 1.2.3 超滤膜分离原理 |
| 1.2.4 超滤膜改性研究 |
| 1.2.5 超滤膜过滤运行方式 |
| 1.3 催化膜 |
| 1.3.1 膜催化技术简述 |
| 1.3.2 催化膜制备方法 |
| 1.3.3 催化膜应用研究 |
| 1.4 静电纺丝技术 |
| 1.4.1 纳米纤维材料 |
| 1.4.2 静电纺丝技术 |
| 1.4.3 静电纺丝过程的影响因素 |
| 1.5 膜技术在4-硝基苯酚和染料处理中的研究进展 |
| 1.6 本文研究内容 |
| 第2章 PAN-Si基膜的制备及性能研究 |
| 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 PAN-Si膜的制备 |
| 2.3 PAN-Si基膜的表征和性能测试 |
| 2.3.1 铸膜液黏度 |
| 2.3.2 铸膜液凝胶渗透色谱 |
| 2.3.3 铸膜液凝胶过程透光度 |
| 2.3.4 纯水通量和截留率 |
| 2.3.5 孔径分布 |
| 2.3.6 场发射扫描电镜 |
| 2.3.7 X射线光电子能谱 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 铸膜液黏度和GPC曲线 |
| 2.4.2 透光曲线 |
| 2.4.3 扫描电镜图 |
| 2.4.4 X射线光电子能谱 |
| 2.4.5 纯水通量和截留率 |
| 2.4.6 孔径分布 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 Ag NPs负载膜的制备及性能研究 |
| 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 AgNPs负载膜的制备 |
| 3.3 催化膜的表征和性能测试 |
| 3.3.1 孔隙率 |
| 3.3.2 动态接触角 |
| 3.3.3 场发射扫描电镜和能谱仪 |
| 3.3.4 X射线光电子能谱 |
| 3.3.5 热重量分析 |
| 3.3.6 原子力显微镜 |
| 3.3.7 原子吸收光谱 |
| 3.3.8 膜对4-NP和染料的催化性能测试 |
| 3.3.9 膜对4-NP的吸附测试 |
| 3.3.10 电化学性能 |
| 3.3.11 膜的稳定性研究 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 催化膜的外观图 |
| 3.4.2 动态接触角 |
| 3.4.3 不同的中间金属所制备的催化膜对4-硝基苯酚的催化效果 |
| 3.4.4 扫描电镜图和EDS测试 |
| 3.4.5 X射线光电子能谱 |
| 3.4.6 AFM图 |
| 3.4.7 热重量分析 |
| 3.4.8 PAN-Si-Cu-Ag膜对4-NP的催化效果 |
| 3.4.9 PAN-Si-Cu-Ag膜的稳定性 |
| 3.4.10 电化学性能 |
| 3.4.11 PAN-Si-Cu-Ag膜对染料的降解 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 PAN复合膜的制备及其对染料分离性能的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 PAN复合膜的制备 |
| 4.2.4 PAN复合膜的表面改性 |
| 4.3 PAN复合膜的表征及性能测试 |
| 4.3.1 纯水通量和截留率 |
| 4.3.2 孔隙率和孔径分布 |
| 4.3.3 动态接触角 |
| 4.3.4 机械性能 |
| 4.3.5 场发射扫描电子显微镜 |
| 4.3.6 原子力显微镜 |
| 4.3.7 红外光谱仪 |
| 4.3.8 X射线光电子能谱 |
| 4.3.9 膜表面Zeta电位 |
| 4.3.10 膜对染料的截留 |
| 4.3.11 膜对染料的吸附 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 PAN复合膜的性能测试结果 |
| 4.4.2 孔隙率和孔径分布 |
| 4.4.3 动态接触角 |
| 4.4.4 扫描电镜图 |
| 4.4.5 AFM图 |
| 4.4.6 X射线光电子能谱 |
| 4.4.7 红外光谱 |
| 4.4.8 Zeta电位 |
| 4.4.9 染料截留和染料吸附 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表论文 |
（2）蛋壳负载材料及其复合膜活化PMS处理水中药物污染物研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 药物活性化合物概述 |
| 1.1.1 环境中药物活性化合物污染物的来源 |
| 1.1.2 药物活性化合物环境污染现状 |
| 1.1.3 药物活性化合物污染物处理技术 |
| 1.2 硫酸根自由基氧化技术 |
| 1.2.1 硫酸根自由基简介 |
| 1.2.2 硫酸根自由基产生方法和反应机理 |
| 1.2.3 过渡金属催化剂活化过单硫酸盐技术特点 |
| 1.3 鸡蛋壳基材料概述 |
| 1.3.1 鸡蛋壳概述 |
| 1.3.2 鸡蛋壳基材料的应用 |
| 1.4 复合催化膜概述 |
| 1.4.1 无机膜材料 |
| 1.4.2 有机膜材料 |
| 1.5 课题研究背景意义及研究内容 |
| 1.5.1 研究背景及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 主要实验药品及实验仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 催化剂制备方法 |
| 2.2.1 Ag_2O-Ag/eggshell复合物制备 |
| 2.2.2 CoFe_2O_4/eggshell复合物制备 |
| 2.2.3 Fe_3O_4-Cu/eggshell复合物制备 |
| 2.2.4 Ag_2O-Ag/eggshell微孔滤膜制备 |
| 2.2.5 CoFe2O4/eggshell聚偏氟乙烯膜制备 |
| 2.2.6 Fe_3O_4-Cu/eggshell聚丙烯腈膜制备 |
| 2.3 催化剂物理化学性质结构测试 |
| 2.3.1 X射线衍射分析测试(XRD) |
| 2.3.2 扫描电子显微镜与X射线能谱仪联用(SEM+EDS) |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 全自动比表面积物理吸附仪 |
| 2.3.5 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.6 振动样品磁强仪(VSM) |
| 2.3.7 高分辨率等离子体发射光谱仪(ICP) |
| 2.3.8 傅立叶变换红外光谱仪(FT-IR) |
| 2.4 活化过单硫酸盐降解污染物性能分析 |
| 2.4.1 目标污染物选择 |
| 2.4.2 活化过单硫酸盐降解实验体系 |
| 2.4.3 污染物浓度测定 |
| 2.4.4 过硫酸盐浓度测定 |
| 2.4.5 降解过程毒性分析 |
| 2.4.6 活化过单硫酸盐体系活性自由基测定 |
| 2.4.7 污染物降解中间产物分析 |
| 2.4.8 实际水体中的降解性能研究 |
| 第三章 Ag_2O-Ag/eggshell活化过单硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Ag_2O-Ag/eggshell制备参数优化 |
| 3.3 Ag_2O-Ag/eggshell物理化学性质表征 |
| 3.3.1 晶体结构表征 |
| 3.3.2 表面形貌表征 |
| 3.3.3 表面组成表征 |
| 3.4 Ag_2O-Ag/eggshell活化性能评价 |
| 3.4.1 Ag_2O-Ag/eggshell&PMS体系实验参数影响研究 |
| 3.4.2 自由基捕获及淬灭实验 |
| 3.4.3 Ag_2O-Ag/eggshell&PMS体系降解SMX基理研究 |
| 3.4.4 Ag_2O-Ag/eggshell&PMS降解SMX毒性衍变研究 |
| 3.4.5 Ag_2O-Ag/eggshell&PMS在实际水体中的降解性能 |
| 3.4.6 Ag_2O-Ag/eggshell微孔滤膜 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 CoFe_2O_4/eggshell活化过单硫酸盐降解水中氟苯尼考研究.. |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CoFe_2O_4/eggshell制备参数优化 |
| 4.3 CoFe_2O_4/eggshell物理化学性质表征 |
| 4.3.1 晶体结构表征 |
| 4.3.2 表面形貌表征 |
| 4.3.3 表面组成表征 |
| 4.4 CoFe_2O_4/eggshell活化性能评价 |
| 4.4.1 CoFe_2O_4/eggshell&PMS体系实验参数影响研究 |
| 4.4.2 自由基捕获及淬灭实验 |
| 4.4.3 CoFe_2O_4/eggshell&PMS体系降解FF基理研究 |
| 4.4.4 CoFe_2O_4/eggshell&PMS降解FF毒性衍变研究 |
| 4.4.5 CoFe_2O_4/eggshell&PMS在实际水体中的降解性能 |
| 4.4.6 CoFe_2O_4/eggshell聚偏氟乙烯膜 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Fe_3O_4-Cu/eggshell活化过单硫酸盐降解水中卡马西平研究. |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Fe_3O_4-Cu/eggshell制备参数优化 |
| 5.3 Fe_3O_4-Cu/eggshell物理化学性质表征 |
| 5.3.1 晶体结构表征 |
| 5.3.2 表面形貌表征 |
| 5.3.3 表面组成表征 |
| 5.4 Fe_3O_4-Cu/eggshell活化性能评价 |
| 5.4.1 Fe_3O_4-Cu/eggshell&PMS体系实验参数影响研究 |
| 5.4.2 自由基捕获及淬灭实验 |
| 5.4.3 Fe_3O_4-Cu/eggshell&PMS体系降解CBZ基理研究 |
| 5.4.4 Fe_3O_4-Cu/eggshell&PMS降解CBZ毒性衍变研究 |
| 5.4.5 Fe_3O_4-Cu/eggshell& PMS在实际水体中的降解性能 |
| 5.4.6 Fe_3O_4-Cu/eggshell&PMS聚丙烯腈膜 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与研究展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（3）固相碳源与锰氧化物联用强化人工湿地脱氮及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 人工湿地技术 |
| 1.2.1 人工湿地概述 |
| 1.2.2 人工湿地脱氮作用机理 |
| 1.2.3 影响人工湿地脱氮因素 |
| 1.3 人工湿地强化硝化作用研究进展 |
| 1.3.1 湿地工艺设计 |
| 1.3.2 释氧材料 |
| 1.3.3 锰氧化物 |
| 1.4 固相碳源加强人工湿地反硝化作用研究进展 |
| 1.4.1 固相碳源的类型 |
| 1.4.2 固相碳源作用机理 |
| 1.5 研究课题的提出 |
| 1.6 课题研究目的和内容 |
| 1.6.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.6.2 研究路线 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 固相碳源的筛选 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 五种固相碳源的元素分析 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 清水释碳能力的测定 |
| 2.2.2 固相碳源反硝化性能试验 |
| 2.2.3 固相碳源结合3 种填料的反硝化测试 |
| 2.2.4 固相碳源的填充比例测试 |
| 2.2.5 进水外加碳源对反硝化影响实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 五种可降解塑料做固相碳源的清水释碳能力 |
| 2.3.2 固相碳源生物可利用性效果 |
| 2.3.3 固相碳源结合3 种填料的反硝化效果 |
| 2.3.4 固相碳源的填充比例对反硝化效果的影响 |
| 2.3.5 进水外加碳源对反硝化去除效果的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 负锰材料的制备 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.2 两种负锰材料的制备 |
| 3.2.1 沸石的改性 |
| 3.2.2 负锰沸石的三种制备方法 |
| 3.2.3 不同高锰酸钾改性浓度对活性炭负锰去除氨氮性能的影响 |
| 3.3 两种负锰材料去除氨氮性能比较 |
| 3.3.1 最佳改性沸石的选取 |
| 3.3.2 最佳高锰酸钾改性浓度的选取 |
| 3.3.3 两种负锰材料的比较 |
| 3.4 负锰活性炭的表征 |
| 3.4.1 负锰前后SEM与 EDS |
| 3.4.2 活性炭材料比表面积和孔结构分析 |
| 3.4.3 活性炭材料的热重分析 |
| 3.4.4 活性炭材料的红外分析 |
| 3.4.5 活性炭材料的ZETA电位分析 |
| 3.4.6 活性炭材料的X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 3.5 改性活性炭对氨氮吸附性能的研究 |
| 3.5.1 吸附等温线 |
| 3.5.2 吸附动力学 |
| 3.5.3 热力学 |
| 3.6 吸附机理的研究 |
| 3.6.1 催化氧化性 |
| 3.6.2 pH对氨氮吸附的影响研究 |
| 3.6.3 三维响应面与去除率 |
| 3.6.4 吸附机理 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 人工湿地的构建与影响因素的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验装置 |
| 4.1.3 实验设计 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 不同填料对氨氮的去除效果 |
| 4.2.2 运行方式对湿地脱氮的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 锰氧化物填料配比对脱氮的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 实验装置 |
| 5.1.3 实验设计 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 实验结果与讨论 |
| 5.2.1 氨氮浓度对湿地脱氮的影响 |
| 5.2.2 硝氮浓度对湿地脱氮的影响 |
| 5.2.3 进水C/N对湿地脱氮的影响 |
| 5.2.4 运行方式对湿地脱氮的影响 |
| 5.2.5 四种湿地的运行效果 |
| 5.2.6 湿地中微量元素的检测 |
| 5.2.7 连续流运行方式下不同C/N对DOC的影响 |
| 5.2.8 不同锰砂填埋量对植物的作用影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 锰氧化物人工湿地中的微生物群落多样性研究 |
| 6.1 高通量测序结果分析 |
| 6.1.1 样本信息统计 |
| 6.1.2 物种多样性分析 |
| 6.1.3 微生物SEM表征 |
| 6.1.4 微生物群落分析 |
| 6.2 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）炭基膜材料活化过硫酸盐降解苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 苯酚废水 |
| 1.1.1 苯酚废水的来源及危害 |
| 1.1.2 苯酚的处理技术 |
| 1.2 膜分离技术 |
| 1.2.1 膜分离技术的研究现状和应用 |
| 1.2.2 膜分离技术与其他技术的联用 |
| 1.3 基于过硫酸盐的高级氧化技术 |
| 1.3.1 高级氧化技术的简述 |
| 1.3.2 过硫酸盐的活化方式 |
| 1.3.3 基于碳材料的过硫酸盐活化的发展 |
| 1.3.4 碳材料活化过硫酸盐降解有机污染物的路径 |
| 1.4 选题的目的、意义、主要内容和技术路线 |
| 1.4.1 选题的目的及意义 |
| 1.4.2 选题的主要内容和技术路线 |
| 2 炭基膜材料催化过硫酸盐体系的构建 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 煤基炭膜的制备 |
| 2.2.2 碳纳米管中空纤维膜的制备 |
| 2.2.3 膜的表征方法 |
| 2.2.4 催化降解实验 |
| 3 煤基炭膜活化过硫酸盐处理苯酚废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 煤基炭膜的表征分析 |
| 3.3 不同反应参数对煤基炭膜/过硫酸盐体系氧化苯酚的影响 |
| 3.3.1 过硫酸盐浓度对降解苯酚效率的影响 |
| 3.3.2 溶液pH对降解苯酚效率的影响 |
| 3.3.3 流速对降解苯酚效率的影响 |
| 3.3.4 不同反应参数下对苯酚的矿化情况 |
| 3.4 煤基炭膜活化过硫酸盐降解苯酚的机理研究 |
| 3.4.1 自由基淬灭实验 |
| 3.4.2 降解机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 碳纳米管中空纤维膜活化过硫酸盐处理苯酚废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 碳纳米管中空纤维膜的表征分析 |
| 4.3 不同反应参数对碳纳米管中空纤维膜/过硫酸盐体系氧化苯酚的影响 |
| 4.3.1 过硫酸盐浓度对降解苯酚效率的影响 |
| 4.3.2 溶液pH对降解苯酚效率的影响 |
| 4.3.3 水力停留时间对降解苯酚效率的影响 |
| 4.3.4 不同反应参数下对苯酚的矿化情况 |
| 4.3.5 碳纳米管中空纤维膜的再生 |
| 4.4 碳纳米管中空纤维膜活化过硫酸盐降解苯酚的机理研究 |
| 4.4.1 自由基淬灭实验 |
| 4.4.2 过硫酸盐分解实验 |
| 4.4.3 电化学线性伏安法 |
| 4.4.4 降解机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（5）膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 课题背景 |
| 1.1 抗生素污染现状 |
| 1.2 环丙沙星的性质及处理现状 |
| 1.2.1 环丙沙星的性质 |
| 1.2.2 降解环丙沙星废水的研究现状 |
| 1.3 芬顿氧化技术 |
| 1.3.1 芬顿技术概述 |
| 1.3.2 非均相芬顿技术概述 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 制备非均相芬顿催化剂Nafion/Fe膜 |
| 2.2.2 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿体系降解环丙沙星 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 铁浓度测定 |
| 2.3.2 F-浓度测定 |
| 2.3.3 SO_4~(2-)浓度测定 |
| 2.3.4 环丙沙星浓度测定 |
| 2.3.5 ·OH浓度测定 |
| 2.3.6 Nafion膜表征方法 |
| 2.3.7 环丙沙星降解率的计算 |
| 2.3.8 ·OH生成效率的计算 |
| 第3章 非均相芬顿催化剂Nafion/Fe~(3+)膜降解性能 |
| 3.1 非均相芬顿催化剂Nafion/Fe~(3+)膜的制备 |
| 3.2 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿体系降解环丙沙星 |
| 3.2.1 Nafion/Fe~(3+)膜降解环丙沙星 |
| 3.2.2 H2O2初始浓度对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.3 初始pH对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.4 反应温度对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.5 CIP初始浓度对降解CIP效果的影响 |
| 第4章 Nafion/Fe~(3+)膜性能试验及降解环丙沙星表现动力学分析、机理 |
| 4.1 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿反应连续使用寿命试验 |
| 4.2 Nafion/Fe~(3+)膜稳定性研究 |
| 4.3 环丙沙星降解表现动力学分析 |
| 4.4 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿降解环丙沙星机理 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（6）混凝剂对铁猛复合氧化物滤料去除地表水中氨氮/锰活性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国地表水资源现状 |
| 1.2 地表水中氨氮的污染及控制 |
| 1.2.1 地表水中氨氮的存在与危害 |
| 1.2.2 地表水中氨氮污染控制方法 |
| 1.3 地表水中锰的污染及控制 |
| 1.3.1 地表水中锰的存在与危害 |
| 1.3.2 地表水中锰污染控制方法 |
| 1.4 铁锰复合氧化物催化氧化技术 |
| 1.4.1 催化氧化技术的提出 |
| 1.4.2 催化氧化技术的发展 |
| 1.5 本文的研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 实验材料与研究方法 |
| 2.1 中试实验系统及其运行参数 |
| 2.1.1 常规水处理系统 |
| 2.1.2 催化氧化滤柱系统 |
| 2.1.3 水质条件 |
| 2.2 实验步骤与方法 |
| 2.2.1 混凝剂影响滤柱除氨氮/锰的长期效果 |
| 2.2.2 混凝剂影响滤柱活性的机理 |
| 2.2.3 碱度影响氧化膜活性及恢复机理 |
| 2.3 实验药剂、仪器及分析方法 |
| 2.3.1 化学试剂 |
| 2.3.2 常规水质指标测定 |
| 2.3.3 氧化膜物理化学特性分析 |
| 3 不同混凝剂对铁锰复合氧化物滤料除氨氮/锰的效果研究 |
| 3.1 不同混凝剂投加量的确定 |
| 3.2 混凝剂对滤柱氨氮去除性能的影响 |
| 3.2.1 滤柱去除氨氮随时间浓度变化 |
| 3.2.2 滤柱去除氨氮沿层浓度变化 |
| 3.3 混凝剂对滤柱锰去除性能的影响 |
| 3.3.1 滤柱去除锰随时间浓度变化 |
| 3.3.2 滤柱去除锰沿层浓度变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 混凝剂影响铁锰复合氧化物滤料去除氨氮/锰活性的机理探究 |
| 4.1 滤柱进水水质参数对比 |
| 4.1.1 滤柱进水温度、pH变化 |
| 4.1.2 滤柱进出水铁浓度变化 |
| 4.1.3 滤柱进出水铝浓度变化 |
| 4.2 不同时期铁锰复合氧化物滤料氧化膜性质变化 |
| 4.2.1 氧化膜形态和微观结构分析 |
| 4.2.2 氧化膜表面元素组成分析 |
| 4.2.3 氧化膜FTIR分析 |
| 4.2.4 氧化膜XPS分析 |
| 4.3 不同混凝剂影响滤柱活性的机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 碱度对铁锰复合氧化物除氨氮/锰的活性影响及恢复机制研究 |
| 5.1 碱度对铁锰复合氧化物去除性能的影响 |
| 5.1.1 碱度对铁锰复合氧化物除氨氮性能的影响 |
| 5.1.2 碱度对铁锰复合氧化物除锰性能的影响 |
| 5.2 其他水质参数分析 |
| 5.2.1 温度 |
| 5.2.2 pH |
| 5.3 铁锰复合氧化膜表征分析 |
| 5.3.1 氧化膜形态分析 |
| 5.3.2 氧化膜晶体结构分析 |
| 5.3.3 氧化膜组成分析 |
| 5.3.4 氧化膜FTIR分析 |
| 5.4 碱度影响催化活性机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要科研成果 |
（7）石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 垃圾渗滤液的深度处理技术 |
| 1.2.1 吸附 |
| 1.2.2 混凝 |
| 1.2.3 膜过滤 |
| 1.2.4 高级氧化 |
| 1.3 催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.1 催化臭氧氧化过程机理 |
| 1.3.2 金属氧化物催化剂 |
| 1.3.3 碳材料催化剂 |
| 1.4 膜/催化臭氧氧化联合技术 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 石墨烯改性TiO_2催化剂的制备方法 |
| 2.3.2 石墨烯改性TiO_2催化剂的表征方法 |
| 2.3.3 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备方法 |
| 2.3.4 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的表征方法 |
| 2.3.5 臭氧氧化实验方法 |
| 2.3.6 水质分析方法 |
| 第三章 石墨烯改性TiO_2的制备及性能研究 |
| 3.1 石墨烯改性TiO_2催化剂的制备 |
| 3.1.1 热解温度 |
| 3.1.2 碳源投量 |
| 3.1.3 固化剂投量 |
| 3.2 石墨烯改性TiO_2催化剂的表征 |
| 3.2.1 SEM表征 |
| 3.2.2 XRD表征 |
| 3.2.3 Roman分析 |
| 3.2.4 NH_3-TPD分析 |
| 3.2.5 BET和pH_(zpc)分析 |
| 3.3 石墨烯改性TiO_2催化臭氧氧化过程的影响因素研究 |
| 3.3.1 催化剂投量的影响 |
| 3.3.2 p-CBA初始浓度的影响 |
| 3.3.3 臭氧投量的影响 |
| 3.3.4 溶液pH值的影响 |
| 3.3.5 催化剂的稳定性 |
| 3.4 石墨烯改性TiO_2催化臭氧氧化机理 |
| 3.4.1 叔丁醇抑制实验 |
| 3.4.2 羟基自由基的EPR检测 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备及性能研究 |
| 4.1 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备和表征 |
| 4.1.1 SEM表征 |
| 4.1.2 水通量 |
| 4.1.3 接触角 |
| 4.2 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化性能研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液研究 |
| 5.1 垃圾渗滤液的水质分析 |
| 5.2 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液 |
| 5.2.1 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的催化效能 |
| 5.2.2 臭氧投量的影响 |
| 5.2.3 溶液pH值的影响 |
| 5.2.4 回流比的影响 |
| 5.2.5 膜污染情况 |
| 5.3 垃圾渗滤液的处理效果及GC-MS分析 |
| 5.3.1 垃圾渗滤液的处理效果 |
| 5.3.2 垃圾渗滤液的GC-MS分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
（8）非对称结构平板陶瓷膜的制备及分离性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 陶瓷膜概述 |
| 1.2.1 陶瓷膜的特性与分类 |
| 1.2.2 陶瓷膜的制备工艺 |
| 1.2.3 陶瓷膜的发展及研究现状 |
| 1.3 溶胶-凝胶法制备陶瓷膜 |
| 1.3.1 溶胶-凝胶法制备陶瓷膜简介 |
| 1.3.2 溶胶-凝胶法制备陶瓷膜的主要工艺步骤 |
| 1.3.3 溶胶-凝胶法制备陶瓷膜的优劣势 |
| 1.3.4 反胶束修饰溶胶-凝胶法 |
| 1.4 陶瓷膜的应用 |
| 1.4.1 陶瓷膜在生物制药中的应用 |
| 1.4.2 陶瓷膜在化工行业中的应用 |
| 1.4.3 陶瓷膜在食品行业中的应用 |
| 1.4.4 陶瓷膜在废水处理中的应用 |
| 1.5 本文研究目的和内容 |
| 第2章 实验和表征 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 实验过程 |
| 2.3.1 大孔支撑体的制备 |
| 2.3.2 Al_2O_3微滤膜的制备 |
| 2.3.3 γ-Al_2O_3超滤膜的制备 |
| 2.3.4 α-Al_2O_3超滤膜的制备 |
| 2.3.5 ZrO_2纳滤膜的制备 |
| 2.4 性能测试与结构表征 |
| 2.4.1 试样的粒径及粒径分布测试 |
| 2.4.2 试样的体积密度和气孔率测试 |
| 2.4.3 试样的热重分析和热膨胀系数测试 |
| 2.4.4 试样的组成分析 |
| 2.4.5 试样的微观形貌分析 |
| 2.4.6 试样的抗弯强度测试 |
| 2.4.7 试样的球形度及粒径分布测试 |
| 2.4.8 陶瓷膜孔径测试 |
| 2.4.9 过滤实验测试 |
| 第3章 Al_2O_3支撑体和微滤膜的制备及分离性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Al_2O_3支撑体的制备和表征 |
| 3.2.1 Al_2O_3粗粉的球形化预处理 |
| 3.2.2 造孔剂含量对支撑体显微结构、孔隙率及强度的影响 |
| 3.2.3 烧成温度对支撑体显微结构、孔隙率及强度的影响 |
| 3.3 Al_2O_3微滤膜的制备和表征 |
| 3.3.1 Al_2O_3细粉的球形化预处理 |
| 3.3.2 涂膜时间对Al_2O_3微滤层厚度的影响 |
| 3.3.3 微滤膜烧成温度的确定 |
| 3.4 Al_2O_3微滤膜的分离性能研究 |
| 3.4.1 微滤膜的孔径分布及纯水通量测试分析 |
| 3.4.2 微滤膜处理炭黑悬浮液 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 γ-Al_2O_3和α-Al_2O_3超滤膜的制备及分离性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 勃姆石溶胶的制备和表征 |
| 4.2.1 勃姆石溶胶粒径大小的调控 |
| 4.2.2 勃姆石溶胶颗粒形貌的调控 |
| 4.3 γ-Al_2O_3超滤膜的制备和表征 |
| 4.3.1 超滤膜烧成温度的确定 |
| 4.3.2 超滤膜的孔径分布 |
| 4.4 γ-Al_2O_3超滤膜的分离性能研究 |
| 4.4.1 超滤膜纯水通量及MWCO测试分析 |
| 4.4.2 超滤膜对牛血清白蛋白的截留 |
| 4.4.3 超滤膜对甲基蓝的截留 |
| 4.5 α-Al_2O_3超滤膜的制备和表征 |
| 4.5.1 相变晶种添加量对涂膜液粒径分布的影响 |
| 4.5.2 晶种对Al_2O_3相变温度的影响 |
| 4.5.3 中间层的制备和表征 |
| 4.5.4 超滤膜的微观形貌及孔径分布测试分析 |
| 4.6 α-Al_2O_3超滤膜的分离性能研究 |
| 4.6.1 超滤膜的耐酸碱性研究 |
| 4.6.2 超滤膜处理食醋发酵废水 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 ZrO_2纳滤膜的制备及分离性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 反胶束对ZrO_2纳米颗粒大小和形貌的调控 |
| 5.2.1 反胶束对ZrO_2纳米颗粒大小的调控 |
| 5.2.2 反胶束对ZrO_2纳米颗粒形貌的调控 |
| 5.3 ZrO_2纳滤膜的制备和表征 |
| 5.3.1 ZrO_2溶胶稳定性测试分析 |
| 5.3.2 ZrO_2纳滤膜完整性测试分析 |
| 5.3.3 ZrO_2纳滤膜微观形貌及孔径分布测试分析 |
| 5.4 ZrO_2纳滤膜处理农药废水 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论和展望 |
| 结论 |
| 论文主要创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读博士学位期间所发表的学术论文目录 |
（9）氧化石墨烯及其复合薄膜催化还原对硝基苯酚研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 对硝基苯酚 |
| 1.2.1 对硝基苯酚的来源和危害 |
| 1.2.2 对硝基苯酚去除方法研究进展 |
| 1.3 PVDF膜 |
| 1.3.1 PVDF材料的特点 |
| 1.3.2 PVDF膜的制备 |
| 1.3.3 PVDF膜改性 |
| 1.4 氧化石墨烯(GO) |
| 1.4.1 氧化石墨烯的制备方法 |
| 1.4.2 氧化石墨烯的应用 |
| 1.4.3 氧化石墨烯/纳米金属复合膜的制备 |
| 1.5 本文研究的目的及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料、设备和表征 |
| 2.1 实验材料和试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 静电纺丝设备 |
| 2.4 表征分析方法 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.4.2 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.4.3 X射线能量色散谱(EDX) |
| 2.4.4 傅里叶红外光谱(ATR-FTIR) |
| 2.4.5 拉曼光谱(Raman) |
| 2.5 催化剂的性能表征 |
| 2.5.1 吸光度标准曲线 |
| 2.5.2 一级动力学标准曲线 |
| 第3章 纳米催化膜的制备及催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 氧化石墨烯(GO)的制备 |
| 3.2.2 氧化石墨烯-银粒子的制备 |
| 3.2.3 PVDF-Ag-GO纳米催化膜的制备 |
| 3.3 复合膜的催化性能测试 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 膜的表面形貌 |
| 3.4.2 膜的X射线光电子能谱分析 |
| 3.4.3 膜的X射线能量色散谱分析 |
| 3.4.4 膜的红外光谱和拉曼光谱分析 |
| 3.4.5 膜的催化性能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 氮掺杂无金属碳催化剂的制备及研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 非磁性氮掺杂无金属碳催化剂 |
| 4.2.1 非磁性氮掺杂无金属碳催化剂的制备 |
| 4.2.2 催化性能测试 |
| 4.2.3 结果与讨论 |
| 4.3 磁性氮掺杂无金属碳催化剂 |
| 4.3.1 磁性氮掺杂无金属碳催化剂的制备 |
| 4.3.2 催化性能测试 |
| 4.3.3 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 全文总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）双金属化合物及其复合膜活化PMS去除水中磺胺类药物研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 磺胺类抗生素概述 |
| 1.2.1 磺胺类抗生素的性质与用途 |
| 1.2.2 磺胺类抗生素在环境中的污染现状与潜在危害 |
| 1.2.3 传统高级氧化技术在磺胺类抗生素去除过程中的应用 |
| 1.3 基于过硫酸盐氧化的新型高级氧化技术 |
| 1.3.1 过硫酸盐氧化技术特点 |
| 1.3.2 过硫酸盐氧化技术降解有机污染物反应机理 |
| 1.3.3 非均相催化剂活化过硫酸盐技术特点 |
| 1.4 层状双金属氢氧化物及普鲁士蓝类似物简介 |
| 1.4.1 层状双金属氢氧化物基本性质 |
| 1.4.2 层状双金属氢氧化物在水处理方面的应用 |
| 1.4.3 普鲁士蓝类似物基本性质 |
| 1.4.4 普鲁士蓝类似物在水处理方面的应用 |
| 1.5 复合催化膜研究现状简介 |
| 1.5.1 膜基质材料的特点 |
| 1.5.2 膜基质材料的类型 |
| 1.6 研究思路与内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验药品及实验仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 催化剂制备方法 |
| 2.2.1 CoCu LDHs及其衍生物制备 |
| 2.2.2 CoFe PBAs及其衍生物制备 |
| 2.2.3 双金属化合物@PVDF复合膜制备 |
| 2.2.4 双金属化合物@纤维复合膜制备 |
| 2.3 催化剂物理化学结构表征 |
| 2.3.1 X-射线衍射(X-rays Diffraction, XRD) |
| 2.3.2 扫描电子显微镜(Scanning Electron Microscope, SEM) |
| 2.3.3 透射电子显微镜(Transmission Electron Microscope,TEM) |
| 2.3.4 X-射线光电子能谱(X-ray Photoelectron Spectroscopy,XPS) |
| 2.3.5 N_2物理吸附-解吸 |
| 2.3.6 电化学测试 |
| 2.3.7 电感耦合等离子体(Inductively Coupled Plasma, ICP) |
| 2.4 催化性能分析 |
| 2.4.1 目标污染物选择 |
| 2.4.2 纳米催化剂催化降解实验体系 |
| 2.4.3 双金属化合物@PVDF复合膜催化降解实验体系 |
| 2.4.4 双金属化合物@纤维复合膜催化降解实验体系 |
| 2.5 污染物浓度测定 |
| 2.5.1 SMX与SAM浓度测定 |
| 2.5.2 总有机碳的测定 |
| 2.6 SMX与SAM降解中间产物测定 |
| 2.7 过硫酸盐浓度测定 |
| 2.8 每级电能(Electrical energy per order, EE/O)计算 |
| 2.9 催化剂活化过硫酸盐体系自由基活性测定 |
| 2.9.1 电子顺磁共振谱图(Electron Paramagnetic Resonance,EPR) |
| 2.9.2 自由基捕获实验体系 |
| 第三章 CoCu LDHs及其衍生物活化过硫酸盐去除水中磺胺甲恶唑研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 CoCu LDHs的制备参数优化 |
| 3.3 CoCu LDHs及其衍生物表征分析 |
| 3.3.1 晶体结构分析 |
| 3.3.2 表面形貌分析 |
| 3.3.3 表面组成分析 |
| 3.3.4 氮气吸附-解吸等温线分析 |
| 3.3.5 电化学性质分析 |
| 3.4 CoCu LDHs催化性能评价 |
| 3.4.1 降解体系实验参数影响研究 |
| 3.4.2 共存物质对Co_1Cu_1 LDH/PMS体系影响研究 |
| 3.4.3 Co_1Cu_1 LDH/PMS体系降解SMX反应机理研究 |
| 3.4.4 Co_1Cu_1 LDH稳定性研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 CoFe PBAs及其衍生物活化过硫酸盐去除水中磺胺醋酰研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CoFe PBAs制备参数优化 |
| 4.3 CoFe PBAs及其衍生物表征分析 |
| 4.3.1 晶体结构分析 |
| 4.3.2 表面形貌分析 |
| 4.3.3 氮气吸附-解吸等温线分析 |
| 4.3.4 电化学性质分析 |
| 4.4 CoFe PBAs的催化性能评价 |
| 4.4.1 降解体系实验参数影响研究 |
| 4.4.2 共存物质对Co_1Fe_1 PBA/PMS体系影响研究 |
| 4.4.3 Co_1Fe_1 PBA/PMS体系降解SAM反应机理研究 |
| 4.4.4 Co_1Fe_1 PBA稳定性研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 纳米催化剂复合膜活化过硫酸盐处理水中抗生素研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 双金属化合物@PVDF复合膜活化过硫酸盐处理医疗废水研究 |
| 5.2.1 双金属化合物@PVDF复合膜表征分析 |
| 5.2.2 双金属化合物@PVDF复合膜催化性能评价 |
| 5.2.3 双金属化合物@PVDF复合膜稳定性评价 |
| 5.3 双金属化合物@纤维复合膜活化过硫酸盐处理医疗废水研究 |
| 5.3.1 双金属化合物@纤维复合膜表征分析 |
| 5.3.2 双金属化合物@纤维复合膜催化性能评价 |
| 5.3.3 双金属化合物@纤维复合膜稳定性评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与研究展望 |
| 主要结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
四、无机膜催化氧化在环境工程中的进展与应用（论文参考文献）
- [1]PAN-Si膜的制备和改性及其在4-硝基苯酚和染料废水处理中的应用[D]. 李平. 华东理工大学, 2021(08)
- [2]蛋壳负载材料及其复合膜活化PMS处理水中药物污染物研究[D]. 高英杰. 兰州大学, 2021(09)
- [3]固相碳源与锰氧化物联用强化人工湿地脱氮及机理[D]. 蒋兴一. 东华大学, 2021(01)
- [4]炭基膜材料活化过硫酸盐降解苯酚的研究[D]. 李珊珊. 大连海事大学, 2020(01)
- [5]膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究[D]. 张祎宸. 沈阳工业大学, 2020(01)
- [6]混凝剂对铁猛复合氧化物滤料去除地表水中氨氮/锰活性的影响[D]. 张莎莎. 西安建筑科技大学, 2020
- [7]石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究[D]. 李英英. 北京工业大学, 2020(06)
- [8]非对称结构平板陶瓷膜的制备及分离性能研究[D]. 覃航. 湖南大学, 2020(01)
- [9]氧化石墨烯及其复合薄膜催化还原对硝基苯酚研究[D]. 王将. 武汉工程大学, 2020(01)
- [10]双金属化合物及其复合膜活化PMS去除水中磺胺类药物研究[D]. 郭若男. 兰州大学, 2020(01)