一、悬浮体系光催化氧化降解直接桃红12R的工艺条件及动力学实验（论文文献综述）
颛孙梦临[1]（2021）在《大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究》文中指出工业水污染问题是当代社会面临的严峻挑战。染料废水作为工业废水的一类,有水量大、色度高、难降解等问题,对人体和环境造成巨大的危害。针对于此,本文利用大气压直流辉光放电等离子体技术,搭建了等离子体-溶液循环降解装置,对模拟有机印染废水亚甲基蓝（MB）进行降解。研究了气电参数、溶液初始条件、添加剂、环境及工作气体四个方面对该装置降解MB的影响。利用化学需氧量（COD）测试和高效液相色谱质谱联用（LC-MS）测试研究了MB的降解效果及机理,为直流辉光放电等离子体技术处理有机印染废水的实际应用提供理论依据。研究结果如下:（1）装置气电特性、溶液初始条件和溶液添加剂均可对降解效果造成一定影响:电流强度可改变等离子体激发功率,从而调节等离子体对MB的降解效果,电流增大时,等离子体强度增强,降解率提升。放电电极距离增加,等离子体体积变大,降解效率提升。通入电极的气体流量在30 sccm时效果优于其它气体流量时,因为合适的气体流量有利于形成更稳定的等离子体以提高降解效率。改变溶液的初始浓度发现7 mg/L时MB降解效果优于1 mg/L时,且反应12 min后降解率均在92%以上。这表明该技术对低浓度的MB有良好的降解效果,且更适合降解高浓度的MB。调节MB水溶液初始p H值为4.44时降解效果比10.76时提高23%。MB水溶液在电导率较低的情况下由于电场稳定且强度更大,更适合于降解。加入OH自由基清除剂乙醇、异丙醇和H2O2清除剂过氧化氢酶（CAT）后,降解率下降最大时达到57%,加入OH自由基促进剂H2O2后,降解率提升最大时达到30%,印证了OH自由基对于降解有机印染废水的主导作用。据我们了解,本文为首个将CAT用于直流辉光放电等离子体降解废水实验。加入二价铁离子Fe2+后,降解效果显着提升。（2）等离子体为离子化气体状物质。本文中等离子体电离气体的主要来源为钨钢电极中通入的气体（工作气体）和放电时反应处的气体环境（环境气体）,工作气体和环境气体对等离子体电离气体性质影响较大。为了做到独立控制环境气体和工作气体,对这两个因素进行系统地研究,在本实验中创新的搭建了两种改造装置:将反应池全部包裹住的亚克力保护罩和将钨钢电极出气口包裹住的保护罩。结果表明改变环境气体较改变工作气体对装置降解效果的影响更大,且环境气体和工作气体都为空气的情况下降解效果十分良好,使用20m A放电电流进行12 min反应后降解率达80%以上,这对于该技术处理有机印染废水实际应用非常有利。使用将钨钢电极出气口包裹住的保护罩改变环境气体为纯氩气并且工作气体也为氩气时,发现降解效果比使用亚克力保护罩时提升近30%,该方法在纯氩气情况下获得了极其优秀的降解效果,降解率达82%,对该实验结果的原因提出了几种猜测并通过实验进行部分验证。（3）对反应后的溶液进行COD测试与LC-MS测试发现:反应15 min后的MB水溶液矿化程度高达61%,矿化度高于绝大多数同类型等离子体降解实验,表明该技术对MB降解效果极佳。LC-MS测试结果表明,在经过15 min降解后,m/z 320的MB分子被有效降解为小分子量产物。推测出MB在等离子体反应器中的降解过程,经过断键氧化、开环氧化后,生成了小分子量的有机酸类物质和CO2、H2O等。
陈晨[2]（2020）在《磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性》文中研究指明印染行业不仅是耗水大户,而且废水排放量和污染物总量还分别位居全国工业废水和污染物总量的第二位和第四位,是我国重点污染行业之一,因此,开发环保高效的染料废水处理技术成为当前环保行业关注的重点课题。海藻酸钠（Sodium alginate,SA）是一种丰富的海洋生物资源,具有良好的亲水性、凝胶性、无毒副作用、生物相容性和生物可降解性等特性,且分子链中含有大量活性基团,可与各种染料分子发生相互作用,能被作为吸附材料应用于染料废水处理中。本研究以海藻酸钠为原料,利用其凝胶性质,采用不同稀土（Rare earth,RE）离子进行交联,结合磁性Fe3O4,制得了两种新型磁性海藻酸钠-稀土高分子凝胶球,即Fe3O4@SA/Ce和Fe3O4@SA/Y。采用XRD、SEM-EDS、FT-IR、VSM和XPS等测试手段对Fe3O4@SA/RE的形貌结构、元素含量、比表面积和磁性能等进行表征分析。分别以直接桃红12B（Direct Red 12B,DR 12B）、直接橙S（Direct Orange S,DO S）、直接深棕M（Direct Dark Brown M,DDB M）、直接耐晒翠兰GL（Direct Fast-Turquoise Blue GL,DFB GL）和直接墨绿NB（Direct Dark Green NB,DG NB）五种直接染料为吸附对象,对两种Fe3O4@SA/RE的制备条件和吸附条件进行了优化并探究了吸附动力学、等温吸附、吸附热力学及相关吸附机理分析,所得研究结果如下:（1）Fe3O4@SA/Ce吸附剂制备的优化条件为:于35g/L的SA溶液中加入质量浓度为3g/L的Fe3O4,搅拌均匀再超声30min后,将混合液均匀滴入质量浓度为35g/L的Ce（NO3）3溶液中,25℃下交联反应180min后,取出凝胶球冲洗至中性,干燥后即得Fe3O4@SA/Ce凝胶球吸附剂。Fe3O4@SA/Y吸附材料优化的制备条件为:将3g/L的Fe3O4溶液加入到分散均匀的30g/L SA溶液中,搅拌均匀再超声分散30min后将混合液均匀滴入质量浓度为35g/L的Y（NO3）3溶液中,在25℃下交联反应180min后,取出凝胶球冲洗至中性,干燥后即得Fe3O4@SA/Y吸附材料。（2）Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S两种染料吸附的合适条件为:Fe3O4@SA/Ce的投加量为0.1g,DR 12B和DO S溶液的自然pH值和初始浓度分别为8.90、9.08、2000mg/L和3000mg/L,吸附反应时间分别为120min和90min,吸附反应温度为25℃,此条件下Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S的吸附量和去除率分别可达464mg/g、735mg/g、92.7%和97.9%。Fe3O4@SA/Y对DFB GL、DG NB和DDB M三种染料吸附的合适条件为:Fe3O4@SA/Y的投加量分别为0.1g、0.1g和0.08g,DFB GL、DG NB和DDB M溶液的自然pH值和初始浓度分别为9.79、8.20及7.90和1200、1200及2000mg/L,吸附反应时间和温度均为120min和25℃,此条件下Fe3O4@SA/Y对DFB GL、DG NB和DDB M的吸附量和去除率分别可达282mg/g、282mg/g、563mg/g、94.1%、94.4%和90.2%。（3）通过SEM、XRD、EDS、FT-IR、VSM、XPS表征结果表明:SA是由各种棒状、块状等不规则碎屑颗粒组成,添加Fe3O4后经与稀土离子Ce（III）和Y（III）分别进行交联后制得的两种Fe3O4@SA/RE吸附材料均属于以介孔为主的凝胶微球复合材料,表面呈“菜花”状的脊状褶皱结构,带状沟纹深浅不一、紧密相连,但两种凝胶球的表面形貌结构还有所不同;同时两种Fe3O4@SA/RE凝胶球均具有良好的磁响应性,能够实现吸附污染物后与水体的快速分离,不会对环境造成二次污染。（4）动力学结果表明:不同温度下（298K、313K、328K）,两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对DR 12B、DO S、DFB GL、DG NB和DDB M染料的吸附过程均符合拟二级动力学吸附速率模型,吸附速率较快,对DO S和其它四种直接染料分别在90min和120min内可达吸附平衡,且吸附速率主要受颗粒内扩散影响。Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S的表观吸附活化能Ea值分别为32kJ/mol和124kJ/mol。Fe3O4@SA/Y吸附DFB GL、DG NB和DDB M的表观活化能Ea值分别为32、44和36kJ/mol。（5）等温吸附研究结果表明:两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对DR12B、DO S、DFB GL、DG NB和DDB M五种直接染料的等温吸附行为均符合Freundlich吸附模型,且1/n均小于1,说明吸附过程容易进行。（6）吸附热力学研究表明:不同温度（298K、313K、328K）下,Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S吸附的标准反应吉布斯自由能变ΔG<0,标准反应焓变ΔH<0,标准反应熵变ΔS>0,表明吸附均为放热、混乱度增大的自发反应。Fe3O4@SA/Y吸附DFB GL、DG NB和DDB M的ΔG<0,ΔH>0,ΔS>0,表明Fe3O4@SA/Y凝胶球对三种直接染料的吸附均为吸热、混乱度增大的自发反应。结合两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对五种直接染料吸附前后的FT-IR和XPS图谱变化分析说明,吸附剂与吸附质之间的相互作用主要是通过静电吸附作用和氢键作用来完成。本研究制备的Fe3O4@SA/Ce和Fe3O4@SA/Y复合吸附材料具有高效环保、制备简单、成本低廉和吸附性能优良等优势,且吸附后易与水体分离回收,不会对环境造成二次污染,为SA和稀土离子在废水处理领域的高值化应用提供了一定的理论参考,期望为直接染料废水的处理提供一条新途径。
宗绍燕[3]（2020）在《磁改性海泡石活化过硫酸盐降解水中内分泌干扰物的研究》文中认为内分泌干扰物残留于水环境具有较高的环境风险,潜在威胁人类健康。然而,传统的物理法和生物法不能在短时间内有效去除内分泌干扰物。因此,如何高效去除水中内分泌干扰显得尤为重要。本文通过共沉淀法将Fe3O4负载于改性后的海泡石黏土表面,制得磁改性海泡石催化剂,催化过硫酸钾（K2S2O8,PDS）降解水中内分泌干扰物双酚A（BPA）和阿特拉津（ATZ）。通过使用X射线衍射仪、场发射扫描电子显微镜、透射电子显微镜、孔结构分析仪、等电点分析仪和磁性能分析仪对催化剂的形貌和结构以及物理性质进行了表征分析;通过采用超高效液相色谱、吸附动力学、液质联用色谱考察了磁改性海泡石/PDS体系对内分泌干扰物的降解效能,优化了反应条件,阐明了反应机理。主要研究结果如下:（1）表征结果表明Fe3O4能够负载于改性后的海泡石表面,成功制备了磁改性海泡石催化剂。制得的催化剂比表面积、平均孔径和孔容分别为81.02 m2/g、7.88 nm以及0.116 cm3/g,等电点为7.6,具有显着的磁性且在水中可通过外加磁力对其进行收集。（2）磁改性海泡石催化剂对BPA的吸附结果表明高比表面积的催化剂可对BPA有效吸附,室温下（25℃）平衡吸附量可达11.6 mg/g,平衡吸附量随溶液p H值（2-11）增大呈现先增加后下降的趋势,在p H值为7时平衡吸附量达到最大即11.6 mg/g。并且催化剂在不同温度下对BPA的吸附符合准二级反应动力学。使用磁改性海泡石/PDS体系降解BPA,当PDS投量为4000 mg/L、催化剂投量为2 g/L、溶液p H值为5、温度为25℃时,磁改性海泡石/PDS非均相体系可在20分钟内完全降解BPA（30 mg/L）。自由基猝灭实验证明体系内自由基以SO4·-为主,少量·OH为辅。（3）不同催化剂投量和PDS投量对BPA降解分析结果表明,催化剂投量为1.2 g/L到3.8 g/L时,BPA的降解率呈现先增后减的趋势,在催化剂投量为3.0 g/L时,BPA的降解率达到100%;当PDS投量为4000 mg/L时,BPA在20分钟内即可接近完全降解。进一步对催化剂进行了重复性和稳定性测试表明催化剂在循环使用过程中仍能保持较好的催化活性和稳定性。使用液质联用色谱仪（LC-MS）进一步对中间产物进行了鉴定,并在此基础上对BPA可能的降解途径进行分析。（4）磁改性海泡石催化剂对ATZ的吸附结果表明高比表面积的催化剂同样可吸附ATZ分子,60℃平衡吸附量可达2.230 mg/g,而不同温度下催化剂对ATZ的吸附动力学存在差异。使用磁改性海泡石/PDS体系降解ATZ,当PDS投量为2000 mg/L、催化剂投量为1g/L、溶液p H值为5、温度为25℃时,磁改性海泡石/PDS非均相体系可在90分钟内降解70.4%的ATZ（10 mg/L）。自由基猝灭实验证明体系内自由基以SO4·-为主,少量·OH为辅。（5）不同PDS投量和溶液初始p H值对ATZ降解分析结果表明,在PDS投量为1000 mg/L-6000 mg/L时,提高PDS投量有利于ATZ的降解;酸性（p H<7）和碱性环境条件（p H≥10）比中性条件更有利于ATZ的降解。进一步对催化剂进行了重复性和稳定性测试表明催化剂在循环使用过程中仍能保持较好的催化活性和稳定性。使用LC-MS进一步对中间产物进行了鉴定,并在此基础上对ATZ可能的降解途径进行分析。
安婧[4]（2019）在《印染污泥水热炭制备及在印染废水处理中的应用研究》文中研究指明近年来,随着中国印染行业的迅猛发展,印染废水总量逐年增大。合理妥善处理印染废水与处置印染污泥成为目前的迫切需求。水热碳化法作为一种新的污泥处理技术被广泛关注,通过水热碳化不仅实现了印染污泥的减量,还可以使污泥资源化应用到废水处理中。将印染行业自身产生的污泥资源化应用于前端污水处理中,实现一种“污泥取之于废水,用之于废水”的理念。本研究对印染污泥进行了减量化及资源化处理。首先探究减量的效果及机理;随后以染料配水为目标污染物,探究了污泥水热炭对染料的吸附和芬顿性能;最后将水热炭应用到实际印染废水中,探究处理实际印染废水的可行性。得出如下结论:（1）水热处理污泥可以实现良好的减量效果,通过研究不同反应条件对印染污泥水热减量的影响,得出最佳的水热减量条件:时间为4 h,温度为220℃,NaOH的投加量为0.16 g/gDS。在此基础上研究印染污泥水热减量机理,通过脱水性能分析、元素分析、热重分析、金属分析、扫描电镜、傅里叶红外等检测手段对样品进行表征。结果表明,污泥经水热后脱水性能增强,体积减小,形成多孔的结构且表面富集有少量铁,有利于后续资源化利用。（2）水热炭作为吸附剂处理染料废水。以低浓度亚甲基蓝染料为目标污染物,探究并得出最佳吸附条件为:水热炭的投加量为2 g/L,pH为中性条件。反应60 min后可以达到吸附平衡,对浓度为20 mg/L的亚甲基蓝染料的去除率可以达到99%。污泥水热炭对亚甲基染料的吸附更符合拟二级吸附动力学和Langmuir模型;以化学吸附为主,并且为单分子层吸附。（3）水热炭可作为芬顿催化剂处理染料废水。以50 mg/L的高浓度亚甲基蓝染料为目标污染物,探究并得出最佳芬顿反应条件:水热炭的投加量为0.8 g/L,双氧水的投加量为0.8 ml/L,pH值为3,亚甲基蓝染料的去除率接近100%。通过XRD、XPS、SEM、BET、VSM等表征测试手段对样品进行分析,结果表明:污泥中含有的Fe3O4、Fe（OH）2在芬顿反应中起到至关重要的作用;此外,污泥水热炭具有磁性,容易回收,增加了污泥水热炭资源化的价值。（4）将上述研究应用到实际印染废水处理中,废水首先进行了酸析预处理,研究发现,酸析的最佳pH值为3,COD去除率为50%左右;GC-MS结果表明,酸析可以降低废水中酸类和酯类物质含量。此外对污泥水热炭作为芬顿催化剂处理实际废水的效果进行了研究,最佳处理条件:水热炭的投加量为1 g/L,双氧水的投加量为1 ml/L,pH值为3。GC-MS结果表明,芬顿处理后废水中大部分污染物被去除,只剩余一些苯类物质。FTIR、XPS结果表明,芬顿反应后官能团的种类和数量均增加了,污染物的去除是吸附和芬顿协同作用的结果。最后探究了水热炭强化实际废水的生化处理的可行性,COD、总氮等去除效果不显着,还需要进一步优化反应条件。
师旋旋[5]（2018）在《Na0.9Mg0.45Ti3.55O8基纳米复合材料光催化性能的研究》文中提出随着印刷、纺织、化工等行业的崛起与迅速发展,染料造成的水体污染已经成为环境污染的重要来源之一,大部分合成染料具有大分子量、有毒、抗氧化、抗生物降解等特点,很难用一般的水处理工艺如过滤、好氧生物处理法等去除,或者用现代水处理技术如膜分离法的成本高。利用太阳光产生光生载流子并通过光生电子空穴对的有效分离来光催化降解染料的光催化技术对于解决水体污染问题,促进环境可持续发展具有重要意义,其优点在于产物为二氧化碳（CO2）和水（H2O）,对环境不会造成二次污染。2014年,本课题组用简易的水热法制备出Na0.9Mg0.45Ti3.55O8,该纳米片在紫外光区对MB染料具有很高的光催化降解效果。本课题采用水热法或者化学水浴法制备基于n型半导体Na0.9Mg0.45Ti3.55O8的纳米半导体复合光催化剂材料,研究该复合光催化剂的微观结构、形貌、化学组成、光学性质及其光催化性能。主要结论如下:（1）采用纯相的Na0.9Mg0.45Ti3.55O8纳米片与其他具有优良特性的半导体复合,构成纳米光催化复合材料,该材料的微观组成、形貌、比表面积及光催化性能也有相应的变化。水热法制备过渡族金属氧化物Fe304和Fe3O4 负载的 0.05 wt%～10.00 wt%Fe3O4/Na0.9Mg0.45Ti3.55O8 纳米复合样品,当Fe3O4负载量为0.lOwt%的磁性复合样品光照30min时,被修饰的磁性复合样品对亚甲基蓝（MB）光降解率约90%。Fe3O4均一地负载在NMTO纳米片表面,随着Fe3O4质量比增大,样品的比表面积逐渐增大,光催化性能逐渐减弱,但样品的磁性逐渐增强,有利于样品的分离回收。（2）水热法制备出纯相CuO纳米薄片及1.00 wt%～8.00 wt%CuO/Na0.9Mg0.45Ti3.55O8复合纳米光催化剂,XRD和SEM显示CuO确实负载在NMTO纳米片上。当负载2.0wt%CuO时,复合样品对MB染料的光催化降解效率最高为95%且高于纯相Na0.9Mg0.45Ti3.55O8 25 min内的光降解率。（3）水浴法制备出纯相Cu2O纳米颗粒及0.50 wt%～8.00 wt%Cu2O/Na0.9 Mg0.45Ti3.55O8复合纳米光催化剂,XRD看出当负载量为4.00 wt%时出现CuO的特征衍射峰;当负载量达到8.00wt%时出现Cu2O（1 1 1）晶面所对应的衍射峰。当负载量为1.00 wt%时,该复合样品对MB和RhB的光降解率均高于纯相NMTO。
王想[6]（2017）在《不锈钢纤维毡负载纳米TiO2光催化剂的制备及染料降解性能研究》文中提出国家对纺织染整行业废水的排放标准日趋严格,这迫使纺织染整行业不得不开始关注废水的处理及回用。据国内外研究发现,TiO2可光催化降解大多有机物,具有氧化深度强,降解彻底,无二次污染等优势,使其在废水处理中倍受亲睐。但悬浮体系的纳米TiO2存在分离回收困难,无法实现循环使用的缺点,同时印染废水处理环境苛刻,需要载体基质耐高温、耐强酸强碱腐蚀。为此,论文选择一种优质的新型载体——不锈钢纤维毡,实现TiO2高效固定化,并应用于光催化降解印染废水,解决TiO2回收难的问题。论文的具体研究内容如下:第一部分:采用溶胶-凝胶法制备纳米二氧化钛。通过单因素实验和正交实验,优化制备二氧化钛的物料摩尔配比,利用UV-ViS、XRD、TEM、TG、BET等测试方法对所制二氧化钛的结构和性能进行表征和测试分析。采用粉体烧结法和原位生成法,将二氧化钛负载于不锈钢纤维毡上,利用三维视频显微镜、SEM、UV-ViS、XRD等表征方法,确定负载工艺及条件。结果表明:当n钛酸四丁酯:n无水乙醇:n盐酸:n去离子水=1:20:0.6:1.5时,所制二氧化钛呈纳米级锐钛矿型,纯度高,光催化效果最佳。对比两种不同的负载方式,发现粉体烧结法负载的纳米TiO2/不锈钢纤维毡的光催化降解效果好。当纤维毡上负载量为8mg/cm2,在450℃时下,煅烧2小时,所制备的负载型纳米TiO2光催化剂的催化效果最佳。第二部分:以罗丹明B作为模拟染料,研究负载型纳米TiO2/不锈钢纤维毡光催化剂在紫外光下催化降解影响因素,诸如紫外光照强度、染料初始浓度、染液pH值、无机盐含量、双氧水用量、染料种类、重复使用次数。同时研究催化剂对模拟染料罗丹明B的光催化降解动力学。结果表明:紫外光强对负载型光催化剂的光催化效果影响显着,紫外光强越强,负载型光催化剂的光催化效果越好。随着染料初始浓度的增加、染液pH值的增大、体系中无机盐含量的增多,光催化效果呈下降趋势。光催化体系中加入少量的过氧化氢,发现其对光催化效果有明显的协同作用,极大的提高了降解速率。通过对几种不同结构的工业染料光催化降解研究,发现染料的结构对光催化效果有影响,蒽醌型结构染料最难催化降解,铜酞菁结构染料次之,偶氮型结构染料相对容易降解。负载后的纤维毡具有较好的重复使用效果。催化剂对罗丹明B的降解动力学方程符合Langmuir-Hinshelwood模式。第三部分:将负载型纳米TiO2/不锈钢纤维毡光催化剂应用于酸性棕4、直接桃红12B和活性艳蓝KN-R的实际染色废水处理,研究处理后的染色废水直接循环染色的可行性。结果表明:将所制备的负载型纳米TiO2/不锈钢纤维毡光催化剂用于实际染色废水的处理,酸性棕4染色废水处理后可多次重复染色—处理——回用——染色,各批次布样与标样的色差小于1;直接桃红12B染色废水第一次处理后可回用染色,之后染色布样的K/S值减小,色差逐渐增大;活性艳蓝KN-R染色废水处理后完全不能回用染色,各批次布样与标样的色差都大于2。研究表明:采用不锈钢纤维毡载体基质,通过粉体烧结法最终制备了一种耐高温、耐腐蚀、可循环使用的负载型纳米TiO2/不锈钢纤维毡光催化剂,能实现部分染色废水的循环使用,降低废水排放,提高经济效益。
那阳[7]（2016）在《介质阻挡放电与催化联合处理直接桃红染料废水的研究》文中研究指明随着全球经济和社会的快速发展,环境和人们的健康正受到各种污染物的严重危害,其中工业废水是污染水资源的重要污染物之一。我国印染行业,其对人们的物质和文化生活中起着重要作用,但也是工业废水的排放大户,所以染料废水的处理一直是一项亟待解决的难题。本课题是基于介质阻挡放电等离子体技术开展研究。本研究中,以直接桃红12B模拟废水作为目标降解物,主要考察了放电电压、进气量、溶液初始浓度、溶液初始电导率、电极初始pH等几个因素对直接桃红12B降解的影响,同时结合负载锰和银的Al2O3和活性炭等催化剂,研究二者联合处理染料废水的效果,所获主要结论如下:直接桃红12B的降解率随着放电电压的升高而增加,电压过高时降解率提升不明显;进气量对直接桃红12B的降解率的影响趋势类似于放电电压,降解率在进气量为0.4m3/h时达到峰值,继续增加进气量无较大提升;反应前期,直接桃红12B的降解率随着初始染料浓度的增加而降低,不同初始浓度的降解量相似,一段时间后,染料的降解率开始趋于相似,而降解量则随着初始染料浓度的增加而增加;溶液初始电导率的变化对于直接桃红的降解率的影响非常低,几乎可以忽略;在相同反应时间下,直接桃红12B的降解率随着染料的初始pH的增加而增加,酸性溶液对直接桃红12B降解有明显的抑制作用,而碱性溶液则可以提高;从动力学角度分析能耗方面,纯以经济的角度来考虑的话,选择放电电压5000V最优。发射光谱分析,以空气为介质的介质阻挡放电的发射光谱以激发态N2为主。低含量活性炭与介质阻挡放电方法联用对于直接桃红12B的降解具有促进作用,加入4g活性炭时降解率提升6.70%;过高含量活性炭与介质阻挡放电方法联用对于直接桃红12B的降解具有抑制作用,活加入8g活性炭降解率降低4.10%;Ag/Al2O3催化剂与介质阻挡放电方法联用对于直接桃红12B的降解具没有促进作用;Mn-Ag/Al2O3催化剂与介质阻挡放电方法联用对于直接桃红12B的降解具有促进作用,最优条件添加4g的3%Mn-2%Ag/Al2O3催化剂降解率提升8.74%;几种催化剂相比,看出添加4g的3%Mn-2%Ag/Al2O3催化剂的处理效果最佳,6g活性炭效果次之,4g的1%Ag/Al2O3催化剂的效果最差。
刘毫[8]（2016）在《络合萃取法处理模拟酸性偶氮染料废水研究》文中认为偶氮染料在工业上应用广泛,80%的染料废水中所含染料为偶氮染料。处理染料废水的方法层出不穷,传统的处理方法均存在不经济、处理效果差等缺点,因此研究新型的染料废水处理技术具有重要的现实意义。络合萃取法具有高效性、可逆性及能实现溶质再生、环保、成本低等优点。酸性染料废水含有磺酸基、无机酸和盐类,偶氮类染料废水排出产生了严重的环境污染问题。利用络合萃取法处理酸性偶氮染料很有研究价值。本文以艳红B、直接桃红两种染料溶液为研究对象,考察了萃取及反萃过程中各因素对其效果的影响,并对回收的萃取剂进行循环使用,还考察了水相中胺的流失,对萃取过程中的能耗做了简单的分析；最后对两种偶氮染料萃取过程中的热力学进行了简单的分析,并通过红外光谱对反应缔合机理进行分析。取得的主要研究成果如下：第一,研究了各影响因素对单偶氮染料艳红B溶液萃取及反萃效果的影响,分别找到了其萃取及反萃的最佳工艺条件。第二,研究了各实验条件对双偶氮键染料直接桃红溶液萃取及反萃效果的影响,在相同条件下,其萃取率及反萃率均比艳红B低。第三,对这两种偶氮染料回收的萃取剂循环再利用,其萃取率并没有明显下降。第四,萃余相中含有少量三辛胺,使用较高浓度的络合剂有利于减少三辛胺的流失。第五,选择萃取浓度高的偶氮染料溶液能够降低萃取过程的能耗。第六,这两种偶氮染料的萃取过程均为放热反应,其缔合方式为离子缔合。
丁磊[9]（2015）在《CeO2/Fe2O3/粉煤灰复合吸附剂的制备及其对模拟直接染料废水的吸附特征》文中研究表明以取自内蒙古大唐国际托克托发电有限责任有限公司的固体废弃物粉煤灰（FA）为主要材料,经对FA酸改性并结合沉淀焙烧法制备出CeO2/Fe2O3/粉煤灰（CeO2/Fe2O3/FA）复合吸附剂,并对制备条件（包括改性剂HCl浓度、原料配比、温度、反应时间、静置温度、静置时间、焙烧温度和焙烧时间等）进行了优化。结合化学成分、XRD、SEM、EDS、FT-IR以及比表面积和孔径分析等对吸附剂进行了表征。将CeO2/Fe2 O3/FA复合吸附剂用于对直接桃红12B和直接蓝2B两种直接染料模拟废水的吸附实验,获得了最佳吸附条件,并进行了吸附动力学、平衡热力学研究,进而探讨了材料的再生利用以及重金属浸出特性,并对今后的实验工作进行了展望以及提出了一些可行性的建议,共得出以下结论:（1）以FA为原料,通过HCl改进和沉淀焙烧法制得了CeO2/Fe2 O3/FA复合材料,考察了制备条件,通过XRD、SEM、EDS、FT-IR以及比表面积及孔径等方面进行了表征。研究证明,当FA用4mol/L HCl于8 0℃下进行活化后,再与FeCl3.6H2 O和Ce（SO4）2.4 H2O按质量比160:4:1进行沉淀反应,所得固相物质经300℃焙烧1h即可得吸附性能最佳的CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂,对直接桃红1 2B和直接蓝2B两种染料废水,具有高效的吸附性能;表征发现:CeO2和Fe2O3已成功负载于FA上,且制成的CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂的比表面积是FA的7.21倍。（2）详细探讨了CeO2/Fe2 O3/FA复合吸附剂对直接桃红12B和直接蓝2B两种染料的吸附性能及其影响因素。结果表明,吸附剂用量、接触时间和温度及溶液pH值是影响吸附的主要因素,获得了吸附两种染料的最佳吸附温度为25℃,吸附动力学研究表明:CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对两种染料的吸附速率很快,在30 mi n即可达基本吸附平衡。将不同温度下的吸附动力学实验数据分别用拟一级吸附速率方程、拟二级吸附速率方程和颗粒内扩散方程进行拟合,结果发现,拟二级吸附速率方程可很好地描述整个吸附过程,且二级吸附速率k2随温度的升高而降低,并通过活化能方程计算获得了CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对直接桃红12B和直接蓝2B的吸附的活化能Ea分别为19.78 kJ/mol和17.02kJ/mol,表明吸附主要为物理吸附。（3）等温吸附实验研究说明:CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂在不同温度下对直接12B和直接蓝2B的等温吸附实验数据均能用Langmuir和Freundlich等温吸附方程进行描述,但是对Langmuir方程的拟合效果（R2均>0.99）明显优于对Freundlich吸附方程的拟合效果（R2>0.92和R2>0.83）,直接12B和直接蓝2 B的饱和吸附量分别为302.70mg/g和273.24mg/g。且吸附系数b值随温度升高而降低,进一步说明温度升高不利于反应进行,说明吸附具有放热性质;由Lan gmuir方程定义的RL值经计算均介于0.0040.022和0.0030.023范围内,说明CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对直接桃红1 2B和直接蓝2B染料的吸附均容易进行。吸附热力学研究表明:CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂在29 8K,308K,318K和328K的条件下对直接桃红12B的吸附自由能变△G在298K,308K,318K和32 8K分别在-26.95-2 8.1 2 kJ/mol之间,吸附焓变△H为-15.28 kJ/mol,吸附熵变△S为0.0395 J/mol/K,CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对直接蓝2B的吸附自由能变△G分别为-27.37 k J/mol,-27.8 4kJ/mol,-2 8.09 k J/mol和-28.79 kJ/mol吸附焓变△H为-14.01 kJ/mol,吸附熵变△S为0.0448 J/mol/K,结果表明,不同温度下CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对直接桃红12B和直接蓝2 B的吸附过程均为自发进行的放热过程且以物理吸附为主。（4）通过水平振荡法探究了CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂的重金属浸出特性,结果发现:根据5085.3-2 007《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》以及GB8173-87《农用粉煤灰污染物控制标准》,该吸附剂没有浸出毒性;根据《污水综合排放标准》,该吸附剂不会对地表水产生污染;根据GB3838-2002《地表水环境质量标准》,所测得的As,Cd,Zn,Mn,Cu,Ni,Co,Pb,Cr均远远低于水环境中各污染指标的标准限值。综上说明,CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂用于染料废水的处理安全可行。（5）通过再生实验考察了吸附剂的再生利用性能,结果表明,CeO2/Fe2O3/FA复合吸附剂对直接桃红12B和直接蓝2B吸附饱和后,均可用浓度分别为0.01 mol/L和0.008mol/L的NaOH溶液进行洗脱,于室温下（25℃）分别振荡3h和6h,可获得最佳的再生效果。其中,对直接桃红12B可最多再生三次,直接蓝2 B可最多再生两次。
汪滨[10]（2015）在《TiO2/硅藻土复合材料的金属掺杂与光催化性能研究》文中研究表明随着人类社会经济的发展,人们对生态环境保护和自身身体健康的关注度越来越高。目前,环境污染问题,尤其是大气和水体的污染,直接关系到人类的生存和经济社会的可持续发展。纳米TiO2光催化氧化技术已经被证实是一种能够利用光能对难降解有机污染物进行完全矿化分解的低能耗、高效率的处理技术,是最具应用前景的光催化氧化技术。纳米TiO2光催化氧化技术虽然已经在环保领域得到了一定程度上的应用,但是在实际使用过程中仍然存在分散性差、难以回收再利用、可见光利用率低等问题。硅藻土作为一种天然多孔矿物,在食品及药品过滤、空气及水体净化、保温隔音建材和工业催化剂载体等领域有着广泛应用。并且由于其具有丰富的孔结构,因此对环境污染物具有良好的吸附作用。但是在实际使用中存在脱附以及造成二次污染等问题。如果将纳米TiO2成功地负载于硅藻土表面,制备出纳米TiO2/硅藻土复合材料,用来治理空气及水体污染,既可克服纳米TiO2分散性差、难以回收再利用、硅藻土本身无法分解污染物的不足,又可综合二者的优势。本文以有机钛（即钛酸四丁酯）为钛源,采用溶胶-凝胶技术和控温煅烧晶化方法制备了纳米TiO2/硅藻土复合光催化材料,并在制备过程中选取稀土金属元素铈、镧及过渡金属元素钒对纳米TiO2/硅藻土复合材料进行掺杂改性,以提高纳米TiO2/硅藻土复合材料的可见光光催化活性,同时,深入研究纳米TiO2/硅藻土复合材料制备工艺、材料结构与光催化性能三者之间的关系,论文的主要工作及取得的主要成果如下:（1）纳米TiO2/硅藻土复合光催化材料的制备与性能以吉林长白山硅藻土矿选矿硅藻精土为载体,以有机钛（即钛酸四丁酯）为钛源,采用溶胶-凝胶技术和控温煅烧晶化方法制备了纳米TiO2/硅藻土复合光催化材料,得出了以硅藻精土为载体制备纳米TiO2/硅藻土光催化复合材料的优化工艺条件:矿浆浓度为50 g/L（无水乙醇用量为20 mL）,v（H2O）/v（HAc）=6（乙酸用量为1.0 m L,去离子水用量为6.0 mL）,钛酸四丁酯用量为1.5 m L,热处理条件为750℃保温2 h,升温速率为2.5℃/min。采用扫描电子显微镜（SEM）、透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射仪（XRD）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）、紫外-可见漫反射光谱仪（UV-vis DRS）、X射线光电子能谱仪（XPS）等检测手段对制备的纳米TiO2/硅藻土复合材料的结构和性质进行了表征,并结合罗丹明B光催化降解实验结果,对溶剂配比、钛酸四丁酯用量、煅烧温度等关键工艺参数与复合材料光催化性能的关系进行了分析讨论。结果表明:在本研究所设置的工艺参数范围内,随溶剂配比、钛酸四丁酯用量、煅烧温度等的增大,复合材料的光催化性能先升高后下降,均存在一个较优的参数值。采用xrd、sem、tem等现代测试技术对相同制备条件下制得的纯tio2颗粒进行了表征,结果表明,优化工艺条件下制备的纳米tio2/硅藻土复合材料中tio2的晶型为锐钛-金红石混晶型,锐钛矿相约占90%,纳米tio2的晶粒度在1530nm范围内,平均晶粒尺寸为19.1nm,紫外光照1h,对罗丹明b的降解率为92.6%;与市售degussap25材料的光催化降解效果持平。证实硅藻土作为纳米tio2光催化组分的载体,两者之间形成si—o—ti对硅藻颗粒表面负载的tio2晶型转变及晶粒生长都具有迟滞作用;复合材料中tio2的晶粒尺寸、晶型结构及组成、以及纳米tio2颗粒在硅藻表面负载的均匀程度决定其光催化性能。这一研究结果对纳米tio2/硅藻土复合材料制备技术的产业化开发及复合材料应用具有重要的理论应用价值。（2）纳米tio2/硅藻土复合材料的稀土金属元素掺杂改性与掺杂机理研究在纳米tio2/硅藻土复合材料的优化制备条件基础上,分别制备了稀土金属元素ce、la掺杂纳米tio2/硅藻土复合光催化材料,并对掺杂量与复合材料光催化性能间的关系以及掺杂机理进行了深入研究。采用xrd、tem、xps、uv-vis及荧光光谱仪等表征分析技术对复合材料中tio2晶相及晶粒大小、掺杂元素的赋存形式及复合材料光学性质进行了表征。结果表明:ce4+/ce3+虽不能进入tio2晶格,但是能够在tio2晶粒表面以氧化物形式存在,并与tio2间以ce—o—ti键结合。掺杂后,新的间带ce4f能级缩小了tio2价带电子的跃迁距离,有效减小了禁带宽度,使复合材料具有了可见光光催化活性。当掺杂量为1.5mol%时,样品的禁带宽度最小,为2.75ev。而同时ce4+离子是比表面吸附氧更有效的光生电子捕获剂,提高了光生电子-空穴的分离效率。模拟太阳光照射5h,样品1.5%-ce/td对罗丹明b的降解率最高,为72.03%。与ce掺杂相比,掺杂元素la同样不能进入tio2晶格发生取代。表征结果表明la在tio2晶粒表面形成la—o—ti键及la2o3氧化物,导致复合材料中tio2晶粒变小、晶型转变反应受到一定程度的迟滞,同时表面氧空穴浓度变高。但是,la掺杂后导致复合材料的吸收带边蓝移,以及光生电子复合加剧,证明la掺杂不适宜纳米tio2/硅藻土复合材料。（3）纳米tio2/硅藻土复合材料的过渡金属元素掺杂改性与掺杂机理研究在纳米tio2/硅藻土复合材料的优化制备条件基础上,制备了过渡金属元素钒掺杂纳米tio2/硅藻土复合光催化材料,并对掺杂量与复合材料光催化性能间的关系以及掺杂机理进行了表征。采用xrd、tem、xps、uv-vis及荧光光谱仪等表征分析技术对复合材料中tio2晶相及晶粒大小、v元素的赋存形式及复合材料光学性质进行了系统研究。结果表明:当掺杂浓度为1.0mol%时,部分V4+离子进入TiO2晶格内,导致晶格畸变,抑制TiO2晶粒的生长,同时另一部分V5+离子未能进入TiO2晶格,而是以V2O5的形式附着于TiO2晶粒表面。V4+取代后,在TiO2导带底形成了V3d杂质能级,有效减小了复合材料的禁带宽度,当掺杂量为0.5 mol%时,样品的禁带宽度最小,为2.95 eV。而同时光生电子可以迁移到V5+离子处,提高了光生电子-空穴的分离效率。模拟太阳光照射5 h,样品1.0%-V/TD对罗丹明B的降解率最高,为93.09%。
二、悬浮体系光催化氧化降解直接桃红12R的工艺条件及动力学实验（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、悬浮体系光催化氧化降解直接桃红12R的工艺条件及动力学实验（论文提纲范文）
（1）大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 印染废水的来源及危害 |
| 1.3 传统处理方法研究现状 |
| 1.3.1 常规物化法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.4 高级氧化技术研究现状 |
| 1.5 等离子体技术应用于印染废水处理 |
| 1.5.1 等离子体概述 |
| 1.5.2 等离子体放电原理 |
| 1.5.3 低温等离子体水处理技术的研究现状 |
| 1.5.4 辉光放电技术在降解印染废水中的原理 |
| 1.6 主要工作及章节安排 |
| 第2章 实验装置与监测方法 |
| 2.1 仪器设备及实验药品 |
| 2.2 循环反应装置 |
| 2.3 光纤光谱仪监测原理 |
| 2.4 反应装置电路及部件 |
| 2.5 亚甲基蓝染料溶液浓度监测方法 |
| 2.6 亚甲基蓝染料降解率的计算 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 实验结果与分析 |
| 3.1 气电参数对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.1 电流强度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.2 电极距离对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.3 气体流量对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2 溶液初始条件对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.1 初始浓度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.2 初始p H对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.3 初始电导率对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3 添加剂对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.1 乙醇和异丙醇对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.2 过氧化氢H_2O_2和过氧化氢酶CAT对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.3 二价铁和纳米铁粉对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4 环境气体与工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.1 工作气体为氩气,改变环境气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.2 环境气体为空气,改变工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.3 隔绝空气对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 测试结果与分析 |
| 4.1 化学需氧量COD测试 |
| 4.2 高效液相色谱质谱联用LC-MS测试 |
| 4.3 亚甲基蓝分子降解过程分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（2）磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 染料废水概述 |
| 1.2.1 染料废水的来源及特点 |
| 1.2.2 染料废水的危害 |
| 1.2.3 染料废水的处理方法 |
| 1.2.3.1 物理法 |
| 1.2.3.2 化学法 |
| 1.2.3.3 生物法 |
| 1.3 海藻酸钠综述 |
| 1.3.1 海藻酸钠的来源、结构及性质 |
| 1.3.2 海藻酸钠的应用研究 |
| 1.3.3 海藻酸钠在水处理方面的应用研究进展 |
| 1.4 稀土材料概述 |
| 1.4.1 稀土元素简介 |
| 1.4.2 稀土材料在废水处理中的应用 |
| 1.5 磁性材料在废水处理中的研究现状 |
| 1.6 研究目的、内容、意义及创新点 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容和技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 主要原料及试剂 |
| 2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 染料溶液的配制 |
| 2.3.2 直接染料的吸收光谱 |
| 2.3.3 标准曲线的绘制 |
| 2.3.4 磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料(Fe_3O_4@SA/RE)的制备 |
| 2.3.5 吸附实验 |
| 2.3.6 吸附剂等电点的测定 |
| 2.3.7 材料的表征方法 |
| 2.4 吸附动力学、等温吸附模型及吸附热力学 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 等温吸附方程 |
| 2.4.3 表观吸附活化能的计算 |
| 2.4.4 吸附热力学研究 |
| 第三章 Fe_3O_4@SA/Ce生物高分子凝胶球复合材料的制备与表征.. |
| 3.1 Fe_3O_4@SA/Ce凝胶球的制备 |
| 3.1.1 Fe_3O_4 添加量的选择 |
| 3.1.2 SA质量浓度的选择 |
| 3.1.3 Ce(NO_3)_3 溶液浓度的选择 |
| 3.1.4 交联反应时间对凝胶球吸附性能的影响 |
| 3.1.5 交联反应温度对Fe_3O_4@SA/Ce吸附性能的影响 |
| 3.2 材料的表征 |
| 3.2.1 材料的形貌分析 |
| 3.2.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2.3 比表面积和孔径（BET）分析 |
| 3.2.4 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.2.5 饱和磁化强度(VSM)分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Fe_3O_4@SA/Ce生物高分子凝胶球复合材料对直接染料的吸附研究 |
| 4.1 Fe_3O_4@SA/Ce凝胶球对染料吸附条件的优化 |
| 4.1.1 凝胶球投加量的选择 |
| 4.1.2 染料溶液p H的选择 |
| 4.1.3 染料初始浓度的选择 |
| 4.1.4 接触时间和温度对吸附剂性能的影响 |
| 4.2 吸附动力学研究 |
| 4.3 吸附活化能计算 |
| 4.4 等温吸附研究 |
| 4.5 热力学研究 |
| 4.6 吸附机理探讨 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 Fe_3O_4@SA/Y生物高分子凝胶球复合材料的制备与表征 |
| 5.1 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球制备条件的选择 |
| 5.1.1 Fe_3O_4 添加量的选择 |
| 5.1.2 SA质量浓度的选择 |
| 5.1.3 Y(NO_3)_3 质量浓度的选择 |
| 5.1.4 交联时间对凝胶球吸附性能的影响 |
| 5.1.5 交联温度对凝胶球吸附性能的影响 |
| 5.2 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球的表征 |
| 5.2.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 5.2.2 X射线能谱(EDS)分析 |
| 5.2.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 5.2.4 比表面积和孔径(BET)分析 |
| 5.2.5 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 5.2.6 饱和磁化强度(VSM)分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 Fe_3O_4@SA/Y生物高分子凝胶球复合材料对直接染料的吸附研究 |
| 6.1 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球对染料吸附条件的优化 |
| 6.1.1 吸附剂投加量的选择 |
| 6.1.2 染料溶液pH的选择 |
| 6.1.3 染料初始浓度的选择 |
| 6.1.4 接触时间和温度对吸附剂性能的影响 |
| 6.2 吸附动力学研究 |
| 6.3 表观吸附活化能计算 |
| 6.4 等温吸附研究 |
| 6.5 热力学研究 |
| 6.6 吸附机理探讨 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文及参与项目情况 |
（3）磁改性海泡石活化过硫酸盐降解水中内分泌干扰物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 内分泌干扰物及其环境危害 |
| 1.2.2 内分泌干扰物的处理方法 |
| 1.2.3 磁性铁氧化物非均相催化过硫酸盐高级氧化技术研究进展 |
| 1.2.4 海泡石改性 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 催化剂制备方法 |
| 2.3 催化剂表征手段 |
| 2.3.1 X-射线衍射分析 |
| 2.3.2 场发射扫描电子显微镜分析 |
| 2.3.3 透射电子显微镜分析 |
| 2.3.4 比表面积和孔径分析 |
| 2.3.5 等电点分析 |
| 2.3.6 磁性能分析 |
| 2.4 活性测试方法 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 BPA浓度测定 |
| 2.5.2 ATZ浓度测定 |
| 2.5.3 中间产物分析 |
| 2.5.4 PDS浓度分析 |
| 第3章 磁改性海泡石的表征 |
| 3.1 X-射线衍射分析(XRD) |
| 3.2 场发射扫描电子显微镜分析(FESEM) |
| 3.3 透射电子显微镜分析(TEM) |
| 3.4 比表面积和孔径分析 |
| 3.5 等电点分析 |
| 3.6 磁性能分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 磁改性海泡石活化过硫酸盐降解BPA研究 |
| 4.1 磁改性海泡石对BPA的吸附过程 |
| 4.2 不同温度下磁改性海泡石对BPA的吸附动力学 |
| 4.3 活性测试及自由基湮灭实验 |
| 4.4 催化剂投量对体系效率的影响 |
| 4.4.1 不同催化剂投量对BPA降解的影响 |
| 4.4.2 机理分析 |
| 4.4.3 降解动力学分析 |
| 4.5 PDS投量对体系效率的影响 |
| 4.5.1 不同PDS投量对BPA降解的影响 |
| 4.5.2 机理分析 |
| 4.5.3 降解动力学分析 |
| 4.6 催化剂稳定性及重复利用率测试 |
| 4.7 BPA降解途径及降解机理推断 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 磁改性海泡石活化过硫酸盐降解ATZ研究 |
| 5.1 磁改性海泡石对ATZ的吸附过程 |
| 5.2 不同温度下磁改性海泡石对ATZ的吸附动力学 |
| 5.3 活性测试及自由基湮灭实验 |
| 5.4 PDS投量对体系效率的影响 |
| 5.4.1 不同PDS投量对ATZ降解的影响 |
| 5.4.2 机理分析 |
| 5.4.3 降解动力学分析 |
| 5.5 溶液初始pH值对体系效率的影响 |
| 5.5.1 不同溶液pH值对ATZ降解的影响 |
| 5.5.2 机理分析 |
| 5.5.3 降解动力学分析 |
| 5.6 催化剂稳定性及重复利用率测试 |
| 5.7 ATZ降解途径 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
（4）印染污泥水热炭制备及在印染废水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染污泥概述 |
| 1.1.1 印染污泥的产生和危害 |
| 1.1.2 污泥的减量技术 |
| 1.2 印染废水的概述 |
| 1.2.1 印染废水的产生和危害 |
| 1.2.2 印染废水的特点 |
| 1.2.3 印染废水常用的处理工艺 |
| 1.3 水热碳化法概述 |
| 1.3.1 水热碳化法的定义 |
| 1.3.2 水热碳化法的研究进展 |
| 1.4 生物炭资源化利用途径 |
| 1.4.1 土壤改良剂 |
| 1.4.2 吸附剂 |
| 1.4.3 芬顿催化剂 |
| 1.5 技术路线和研究内容 |
| 1.5.1 技术路线 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 实验药品及实验仪器 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 污泥减量率的测定 |
| 2.3.2 脱水泥饼含水率的测定 |
| 2.3.3 水热炭物性表征 |
| 2.3.4 亚甲基蓝浓度的测定 |
| 3 印染污泥水热减量效能及机理研究 |
| 3.1 水热条件对印染污泥减量效果的影响 |
| 3.1.1 实验方法 |
| 3.1.2 水热温度对污泥减量的影响 |
| 3.1.3 水热时间对印染污泥减量的影响 |
| 3.1.4 进料含水率对污泥减量的影响 |
| 3.1.5 催化剂投加量对污泥减量的影响 |
| 3.2 印染污泥水热减量反应机理研究 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 物料衡算分析 |
| 3.2.3 污泥脱水性能分析 |
| 3.2.4 污泥元素分析 |
| 3.2.5 污泥热重分析 |
| 3.2.6 污泥微观结构分析 |
| 3.2.7 污泥金属分析 |
| 3.2.8 FTIR分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 污泥水热炭对染料降解性能研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 污泥水热炭的制备方法 |
| 4.1.2 亚甲基蓝吸附实验方法 |
| 4.1.3 亚甲基蓝的高级氧化实验方法 |
| 4.2 吸附亚甲基蓝的影响因素研究 |
| 4.2.1 不同污泥水热炭对去除率的影响 |
| 4.2.2 水热炭的投加量对去除率的影响 |
| 4.2.3 溶液pH对水热炭吸附性能的影响 |
| 4.3 吸附协同芬顿对亚甲基蓝脱色的影响因素研究 |
| 4.3.1 水热炭投加量对去除率的影响 |
| 4.3.2 双氧水投加量对去除率的影响 |
| 4.3.3 pH对去除率的影响 |
| 4.4 污泥水热炭的物性分析 |
| 4.4.1 XRD分析 |
| 4.4.2 XPS分析 |
| 4.4.3 SEM分析 |
| 4.4.4 BET分析 |
| 4.4.5 VSM分析 |
| 4.5 吸附动力学和吸附等温线拟合分析 |
| 4.5.1 吸附动力学 |
| 4.5.2 吸附等温线 |
| 4.6 本章小节 |
| 5 污泥水热炭降解实际废水的研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 实际废水的预处理实验方法 |
| 5.1.2 实际废水的高级氧化实验方法 |
| 5.1.3 实际废水的生化处理实验方法 |
| 5.2 水热炭强化实际废水高级氧化 |
| 5.2.1 实际印染废水的预处理 |
| 5.2.2 不同水热炭强化高级氧化效果 |
| 5.2.3 水热炭的投加量对去除效果的影响 |
| 5.2.4 不同双氧水投加量对去除效果的影响 |
| 5.2.5 不同pH对去除效果的影响 |
| 5.2.6 GC-MS分析 |
| 5.2.7 FTIR分析 |
| 5.2.8 XPS分析 |
| 5.3 水热炭强化实际废水生化处理可行性分析 |
| 5.3.1 出水的COD的变化 |
| 5.3.2 出水总氮、氨氮、硝态的变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（5）Na0.9Mg0.45Ti3.55O8基纳米复合材料光催化性能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 光催化机理 |
| 1.3 基于半导体TiO_2的光催化剂的发展跟研究现状 |
| 1.4 本课题对TiO_2基半导体光催化剂Na_(0.9)Mg_(0.45)Ti_(3.55)O_8的研究过程 |
| 1.5 本课题主要研究内容 |
| 第2章 实验原料与制备方法 |
| 2.1 实验原料与实验仪器 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法及制备流程 |
| 2.3 样品表征手段 |
| 2.4 样品光催化性能表征 |
| 第3章 Fe_3O_4//NMTO纳米粉体的合成及光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Fe_3O_4及Fe_3O_4/NMTO样品的合成 |
| 3.3 不同Fe_3O_4负载量的Fe_3O_4/NMTO样品的光催化性能测试 |
| 3.4 Fe_3O_4/NMTO样品的表征 |
| 3.4.1 不同Fe_3O_4负载量的Fe_3O_4/NMTO样品的XRD和XPS分析 |
| 3.4.2 不同Fe_3O_4负载量的Fe_3O_4/NMTO样品的UV-vis分析 |
| 3.4.3 不同Fe_3O_4负载量的Fe_3O_4/NMTO样品的形貌分析 |
| 3.4.4 不同Fe_3O_4负载量的Fe_3O_4/NMTO样品的比表面积分析 |
| 3.5 Fe_3O_4/NMTO样品的光催化性能研究 |
| 3.6 Fe_3O_4/NMTO样品的磁性能研究 |
| 3.7 Fe_3O_4/NMTO样品的光催化机理研究 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 CuO/NMTO纳米粉体的合成及其光催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CuO和不同CuO负载量的CuO/NMTO纳米粉体的制备 |
| 4.3 不同CuO负载量的CuO/NMTO纳米粉体的光催化性能测试 |
| 4.4 CuO/NMTO纳米粉体的表征 |
| 4.4.1 CuO/NMTO纳米粉体的的XRD分析 |
| 4.4.2 CuO/NMTO纳米粉体的形貌分析 |
| 4.4.3 CuO/NMTO纳米粉体的的XPS分析 |
| 4.4.4 CuO/NMTO纳米粉体的比表面积分析 |
| 4.4.5 CuO/NMTO纳米粉体的紫外可见漫反射分析 |
| 4.5 CuO/NMTO纳米粉体的的光催化性能测试 |
| 4.6 CuO/NMTO纳米粉体的光催化机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 Cu_2O/NMTO纳米复合样品的合成及光催化性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Cu_2O和Cu_2O/NMTO复合样品的制备 |
| 5.3 Cu_2O/NMTO复合样品的光催化性能测试 |
| 5.4 Cu_2O/NMTO复合样品的表征 |
| 5.4.1 Cu_2O/NMTO复合样品的XRD分析 |
| 5.4.2 Cu_2O/NMTO复合样品的形貌分析 |
| 5.5 Cu_2O/NMTO复合样品的光催化性能研究 |
| 5.6 Cu_2O/NMTO复合样品的光催化机理研究 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文及其他成果 |
（6）不锈钢纤维毡负载纳米TiO2光催化剂的制备及染料降解性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 课题的研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 TiO_2光催化反应机理 |
| 1.2.2 TiO_2光催化氧化的影响因素 |
| 1.2.3 纳米TiO_2的制备方法 |
| 1.2.4 纳米TiO_2的负载方法 |
| 1.2.5 纳米TiO_2的载体 |
| 1.3 本文的研究内容及创新点 |
| 1.3.1 本文的研究内容 |
| 1.3.2 本文的创新点 |
| 第二章 纳米TiO_2/不锈钢纤维毡负载型光催化剂的制备 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料、试剂和仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 粉体纳米TiO_2的制备及表征 |
| 2.2.1.1 纳米TiO_2的制备条件优化 |
| 2.2.1.2 纳米TiO_2性能分析及表征 |
| 2.2.2 纳米TiO_2在不锈钢纤维毡上的负载研究 |
| 2.2.2.1 负载方法对TiO_2光催化活性的影响 |
| 2.2.2.2 负载量对TiO_2光催化活性的影响 |
| 2.2.2.3 固定化温度对TiO_2光催化活性的影响 |
| 2.2.2.4 固定化时间对TiO_2光催化活性的影响 |
| 2.2.3 纳米TiO_2/不锈钢纤维毡光催化剂能谱分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 纳米TiO_2/不锈钢纤维毡负载型光催化剂的染料降解性能研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料、试剂和仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 纳米TiO_2/不锈钢纤维毡光催化剂的染料降解影响因素研究 |
| 3.2.1.1 紫外光强的影响 |
| 3.2.1.2 染料初始浓度的影响 |
| 3.2.1.3 染液pH值的影响 |
| 3.2.1.4 无机盐浓度的影响 |
| 3.2.1.5 H2 O_2协同作用的影响 |
| 3.2.1.6 染料种类的影响 |
| 3.2.1.7 重复使用次数的影响 |
| 3.2.2 纳米TiO_2/不锈钢纤维毡光催化剂对罗丹明B的降解动力学研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 实际染色废水光催化处理后回用染色的可行性研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料、试剂和仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 酸性棕4染色废水光催化处理后回用染色的研究 |
| 4.2.1.1 光催化时间对脱色效果的影响 |
| 4.2.1.2 光催化剂用量对脱色效果的影响 |
| 4.2.1.3 酸性棕4循环染色可行性分析 |
| 4.2.2 直接桃红 12B染色废水光催化处理后回用染色的研究 |
| 4.2.2.1 光催化时间对脱色效果的影响 |
| 4.2.2.2 光催化剂用量对脱色效果的影响 |
| 4.2.2.3 直接桃红 12B循环染色可行性研究 |
| 4.2.3 活性艳蓝KN-R染色废水光催化处理后回用染色的研究 |
| 4.2.3.1 光催化时间对脱色效果的影响 |
| 4.2.3.2 光催剂用量对脱色效果的影响 |
| 4.2.3.3 活性艳蓝KN-R循环染色可行性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（7）介质阻挡放电与催化联合处理直接桃红染料废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 ABSTRACT 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 染料废水 |
| 1.3 染料废水处理方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 等离子体技术 |
| 1.4.1 微波放电 |
| 1.4.2 辉光放电 |
| 1.4.3 高压脉冲放电 |
| 1.4.4 电晕放电 |
| 1.4.5 介质阻挡放电 |
| 1.5 等离子体与催化剂联合使用 |
| 1.6 课题的研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器及设备 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 反应装置 |
| 2.4 测试方法 |
| 2.4.1 直接桃红12B的最大吸收波长测定 |
| 2.4.2 直接桃红12B的标准曲线 |
| 2.4.3 直接桃红12B降解率计算 |
| 2.4.4 直接桃红12B溶液pH值测定 |
| 2.4.5 直接桃红12B溶液电导率测定 |
| 2.4.6 直接桃红12B溶液化学需氧量测定 |
| 2.4.7 直接桃红12B溶液化学需氧量测定 |
| 2.4.8 发射光谱测定 |
| 2.4.9 XRD测定 第3章 介质阻挡放电降解直接桃红12B |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 放电电压对直接桃红12B降解率的影响 |
| 3.4.2 进气量对直接桃红12B降解率的影响 |
| 3.4.3 染料初始浓度对直接桃红12B降解率的影响 |
| 3.4.4 溶液初始电导率对直接桃红12B降解率的影响 |
| 3.4.5 溶液初始pH对直接桃红12B降解率的影响 |
| 3.5 COD去除分析 |
| 3.6 能耗分析 |
| 3.7 发射光谱分析 |
| 3.8 本章小结 第4章 介质阻挡放电与催化联合降解直接桃红12B |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 不同活性炭添加量对直接桃红12B降解率的影响 |
| 4.4.2 不同Ag负载量对直接桃红12B降解率的影响 |
| 4.4.3 不同锰负载量对直接桃红12B降解率的影响 |
| 4.4.4 不同催化剂对直接桃红12B降解率的影响 |
| 4.5 COD去除分析 |
| 4.6 能耗分析 |
| 4.7 本章小结 结论 参考文献 致谢 作者简介 |
（8）络合萃取法处理模拟酸性偶氮染料废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 偶氮染料废水概述 |
| 1.2.1 染料的分类 |
| 1.2.2 偶氮染料废水的来源、特点及其研究意义 |
| 1.3 国内外处理偶氮染料废水现状 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生化法 |
| 1.4 络合萃取技术概述 |
| 1.5 络合萃取法研究进展 |
| 1.5.1 羧酸类废水的络合萃取 |
| 1.5.2 磺酸类废水及染料中间体废水络合萃取 |
| 1.5.3 染料废水络合萃取 |
| 1.6 本文主要研究内容 |
| 第2章 实验及实验分析测试方法 |
| 2.1 实验反应流程图 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 稀释剂磺化煤油的制备 |
| 2.3.2 单偶氮键染料艳红B溶液的络合萃取 |
| 2.3.3 双偶氮键染料直接桃红溶液的络合萃取 |
| 2.4 实验分析方法及参数测定 |
| 2.4.1 艳红B及直接桃红浓度的测定 |
| 2.4.2 萃取率及反萃率的计算 |
| 2.4.3 化学需氧量的测定 |
| 2.4.4 三辛胺的检测 |
| 2.4.5 傅立叶红外光谱法定性分析 |
| 第3章 络合萃取研究单偶氮键染料艳红B |
| 3.1 工作曲线的绘制 |
| 3.2 振荡时间对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.2.1 振荡时间对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.2.2 振荡时间对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.3 初始染料浓度对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.3.1 初始染料浓度对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.3.2 初始染料浓度对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.4 三辛胺浓度对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.4.1 三辛胺浓度对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.4.2 三辛胺浓度对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.5 溶剂比对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.5.1 溶剂比对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.5.2 溶剂比对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.6 相比对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.6.1 相比对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.6.2 相比对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.7 pH对艳红B溶液萃取率及COD去除率的影响 |
| 3.7.1 pH对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.7.2 无机酸对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.8 温度对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.9 盐离子对艳红B溶液萃取效果的影响 |
| 3.9.1 盐离子对艳红B溶液萃取率的影响 |
| 3.9.2 盐离子对艳红B溶液COD去除率的影响 |
| 3.10 反萃取实验 |
| 3.10.1 反萃时间对反萃率的影响 |
| 3.10.2 NaOH质量分数对反萃率的影响 |
| 3.10.3 反萃相比对反萃率的影响 |
| 3.10.4 温度对反萃率的影响 |
| 3.11 回收的萃取剂循环使用 |
| 3.12 检测萃余相三辛胺含氮量 |
| 3.13 萃取染料艳红B能耗分析 |
| 3.14 本章小结 |
| 第4章 络合萃取研究双偶氮键染料直接桃红溶液 |
| 4.1 工作曲线的绘制 |
| 4.2 初始浓度对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.3 不同萃取剂组成对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.4 三辛胺浓度对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.5 三辛胺体积分数对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.6 相比对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.7 pH对直接桃红溶液萃取率及COD去除率的影响 |
| 4.7.1 pH对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.7.2 无机酸对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.8 温度对直接桃红溶液萃取效果的影响 |
| 4.9 直接桃红溶液的反萃实验 |
| 4.9.1 NaOH质量分数对反萃率的影响 |
| 4.9.2 反萃相比对直接桃红溶液反萃率的影响 |
| 4.9.3 反萃温度对直接桃红溶液反萃率的影响 |
| 4.10 萃取剂循环使用 |
| 4.11 直接桃红萃余相三辛胺氨氮量 |
| 4.12 萃取直接桃红染料试剂损耗分析 |
| 4.13 本章小结 |
| 第5章 两种染料萃取反应机理初探 |
| 5.1 萃取染料艳红B溶液的热力学分析 |
| 5.2 艳红B溶液萃取机理分析 |
| 5.3 萃取染料直接桃红溶液的热力学分析 |
| 5.4 直接桃红溶液萃取机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间公开发表论文 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）CeO2/Fe2O3/粉煤灰复合吸附剂的制备及其对模拟直接染料废水的吸附特征（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述及选题意义 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 粉煤灰概述 |
| 1.2.1 粉煤灰的矿物组成及来源 |
| 1.2.2 粉煤灰的危害 |
| 1.2.2.1 对水源的污染 |
| 1.2.2.2 对大气的污染 |
| 1.2.2.3 使用粉煤灰过程中对环境产生的不良后果 |
| 1.2.3 粉煤灰处理染料废水的应用类型 |
| 1.2.3.1 直接作为吸附剂用于吸附染料废水 |
| 1.2.3.2 将改性后的粉煤灰作为吸附剂吸附染料废水 |
| 1.3 染料废水的来源特征及危害 |
| 1.3.1 染料废水的来源及染料的分类 |
| 1.3.2 直接染料的特征 |
| 1.3.3 染料废水的危害及处理方法 |
| 1.3.3.1 物理化学法 |
| 1.3.3.2 化学法 |
| 1.3.3.3 生物化学法 |
| 1.4 稀土概述 |
| 1.4.1 稀土元素的特征 |
| 1.4.2 稀土元素及氧化物在废水处理中的应用 |
| 1.5 研究目的、内容及意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容及实验流程 |
| 1.5.3 研究的创新点及选题意义 |
| 第二章 CeO_2/Fe_2O_3/粉煤灰复合吸附剂的制备及表征 |
| 2.1 实验材料及仪器试剂 |
| 2.1.1 实验材料的制备 |
| 2.1.1.1 模拟染料废水的制备 |
| 2.1.1.2 原灰的采集及预处理 |
| 2.2 直接染料标准曲线的绘制 |
| 2.2.1 直接染料最大吸收波长的测定 |
| 2.2.2 标准曲线的绘制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 复合吸附剂的制备方法 |
| 2.3.2 吸附实验 |
| 2.3.3 吸附剂的表征 |
| 2.3.4 吸附剂所含重金属浸出检测 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 复合吸附剂制备条件的选择 |
| 2.4.1.1 HCl浓度的选择 |
| 2.4.1.2 FeCl_3·6H_2O与Ce(SO_4)2·4H_2O添加比例对吸附性能的影响 |
| 2.4.1.3 酸化温度和酸化时间的选择 |
| 2.4.1.4 最佳沉淀pH的选择 |
| 2.4.1.5 静置时间的选择 |
| 2.4.1.6 静置温度的选择 |
| 2.4.1.7 焙烧温度的选择 |
| 2.4.1.8 焙烧时间的选择 |
| 2.4.1.9 不同吸附剂吸附性能的比较 |
| 2.4.2 CeO_2/Fe_2O_3/粉煤灰复合吸附剂的表征 |
| 2.4.2.1 组成成分及形貌分析 |
| 2.4.2.2 XRD图谱分析 |
| 2.4.2.3 比表面积及孔径分析 |
| 2.4.2.4 红外光谱分析 |
| 2.4.3 CeO_2/Fe_2O_3/粉煤灰复合吸附剂中重金属浸出特性 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 CeO_2/Fe_2O_3/粉煤灰复合吸附剂对直接桃红12B的吸附研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 吸附动力学 |
| 3.1.2 吸附等温线 |
| 3.1.3 再生实验 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 复合吸附剂最佳吸附条件的探究 |
| 3.2.1.1 振荡频率对吸附性能的影响 |
| 3.2.1.2 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 3.2.1.3 CeO_2/Fe_2O_3/FA吸附剂投加量对吸附性能的影响 |
| 3.2.1.4 初始染料浓度对对吸附性能的影响 |
| 3.2.1.5 吸附时间对吸附性能的影响 |
| 3.2.1.6 吸附温度对吸附性能的影响 |
| 3.2.2 吸附动力学 |
| 3.2.2.1 吸附动力学方程的拟合 |
| 3.2.2.2 吸附过程中活化能的计算 |
| 3.2.3 吸附等温线 |
| 3.2.3.1 吸附等温线及方程的拟合 |
| 3.2.3.2 吸附热力学参数的计算 |
| 3.3 再生实验 |
| 3.3.1 再生条件的优化 |
| 3.3.1.1 再生溶液种类的优化 |
| 3.3.1.2 再生溶液浓度的优化 |
| 3.3.1.3 再生时间的优化 |
| 3.3.1.4 再生温度的优化 |
| 3.3.2 再生次数的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 CeO_2/Fe_2O_3/粉煤灰复合吸附剂对直接蓝2B的吸附研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 吸附动力学 |
| 4.1.2 吸附等温线 |
| 4.1.3 再生实验 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 复合吸附剂吸附条件的优化 |
| 4.2.1.1 振荡频率的选择 |
| 4.2.1.2 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 4.2.1.3 投加量的优化 |
| 4.2.1.4 初始染料浓度的影响 |
| 4.2.1.5 吸附时间的确定 |
| 4.2.1.6 吸附温度对吸附性能的影响 |
| 4.2.2 吸附动力学 |
| 4.2.2.1 吸附动力学方程的拟合 |
| 4.2.2.2 吸附过程中活化能的计算 |
| 4.2.3 吸附等温线 |
| 4.2.3.1 吸附等温线及方程的拟合 |
| 4.2.3.2 吸附热力学参数的计算 |
| 4.3 再生实验 |
| 4.3.1 再生条件的优化 |
| 4.3.1.1 再生溶液种类的优化 |
| 4.3.1.2 再生溶液浓度的优化 |
| 4.3.1.3 再生时间的优化 |
| 4.3.1.4 再生温度的优化 |
| 4.3.2 再生次数的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 实验总结 |
| 5.2 展望与建议 |
| 5.2.1 实验展望 |
| 5.2.2 实验建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文及主持、参与的项目情况 |
（10）TiO2/硅藻土复合材料的金属掺杂与光催化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.2 TiO_2光催化技术概述 |
| 1.2.1 TiO_2的晶体结构 |
| 1.2.2 TiO_2的光催化原理 |
| 1.3 TiO_2光催化剂存在的问题及研究动向 |
| 1.3.1 提高太阳能利用率 |
| 1.3.2 提高量子效率 |
| 1.3.3 抑制团聚并提高吸附量 |
| 1.3.4 改进纳米TiO_2分离回收再利用效率 |
| 1.4 TiO_2光催化剂的离子掺杂改性及固定化 |
| 1.4.1 离子掺杂改性 |
| 1.4.2 载体的主要类型及作用 |
| 1.4.3 天然非金属矿物载体 |
| 1.4.4 纳米TiO_2/非金属矿物复合光催化材料的制备方法 |
| 1.4.5 纳米TiO_2/硅藻土复合光催化材料 |
| 1.5 本论文的研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究意义及目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究方法及技术路线 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 实验原料、试剂、设备及研究方法 |
| 2.1 实验原料、试剂、设备 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器、设备 |
| 2.2 材料表征及性能测试 |
| 2.2.1 化学组成与元素分布分析 |
| 2.2.2 孔径及孔体积分析 |
| 2.2.3 微观形貌分析 |
| 2.2.4 X射线粉末衍射（XRD）分析 |
| 2.2.5 拉曼光谱分析 |
| 2.2.6 红外光谱分析 |
| 2.2.7 X射线光电子能谱分析 |
| 2.2.8 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 2.2.9 光致发光光谱分析 |
| 2.2.10吸附及光催化性能测试及分析 |
| 第三章 纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备与表征 |
| 3.1 纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备 |
| 3.2 制备过程主要影响因素 |
| 3.2.1 溶剂比例[v(H2O)/v(HAc)]的影响 |
| 3.2.2 TiO_2负载量的影响 |
| 3.2.3 煅烧温度的影响 |
| 3.2.4 纳米TiO_2/硅藻土复合材料中载体的作用 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 铈掺杂纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备与表征 |
| 4.1 Ce-TiO_2/硅藻土复合材料的制备工艺 |
| 4.2 Ce-TiO_2/硅藻土复合材料的紫外-可见光催化活性及掺杂机理 |
| 4.2.1 物相分析 |
| 4.2.2 微观结构分析 |
| 4.2.3X射线光电子能谱分析 |
| 4.2.4 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 4.2.5 光致发光光谱分析 |
| 4.2.6 光催化性能测试 |
| 4.2.7 Ce掺杂改性机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 镧掺杂纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备与表征 |
| 5.1 La掺杂纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备工艺 |
| 5.2 La掺杂量对La-TiO_2/硅藻土的紫外-可见光催化活性的影响 |
| 5.2.1 物相分析 |
| 5.2.2 微观结构分析 |
| 5.2.3 X射线光电子能谱分析 |
| 5.2.4 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 5.2.5 光致发光光谱分析 |
| 5.2.6 光催化性能及掺杂改性机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 钒掺杂纳米TiO_2/硅藻土复合材料的制备与表征 |
| 6.1 V-TiO_2/硅藻土复合材料的制备工艺 |
| 6.2 V-TiO_2/硅藻土复合材料的紫外-可见光催化性能及掺杂机理 |
| 6.2.1 物相分析 |
| 6.2.2 微观结构分析 |
| 6.2.3 X射线光电子能谱分析 |
| 6.2.4 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 6.2.5 光致发光光谱分析 |
| 6.2.6 光催化性能测试 |
| 6.2.7 V掺杂改性机理研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 论文的主要结论 |
| 7.2 论文的创新之处 |
| 7.3 论文有待深入研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、悬浮体系光催化氧化降解直接桃红12R的工艺条件及动力学实验（论文参考文献）
- [1]大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究[D]. 颛孙梦临. 广西师范大学, 2021(10)
- [2]磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性[D]. 陈晨. 内蒙古师范大学, 2020(08)
- [3]磁改性海泡石活化过硫酸盐降解水中内分泌干扰物的研究[D]. 宗绍燕. 西南交通大学, 2020(07)
- [4]印染污泥水热炭制备及在印染废水处理中的应用研究[D]. 安婧. 东华大学, 2019(03)
- [5]Na0.9Mg0.45Ti3.55O8基纳米复合材料光催化性能的研究[D]. 师旋旋. 陕西师范大学, 2018(01)
- [6]不锈钢纤维毡负载纳米TiO2光催化剂的制备及染料降解性能研究[D]. 王想. 浙江理工大学, 2017(01)
- [7]介质阻挡放电与催化联合处理直接桃红染料废水的研究[D]. 那阳. 大连海事大学, 2016(06)
- [8]络合萃取法处理模拟酸性偶氮染料废水研究[D]. 刘毫. 大连海事大学, 2016(07)
- [9]CeO2/Fe2O3/粉煤灰复合吸附剂的制备及其对模拟直接染料废水的吸附特征[D]. 丁磊. 内蒙古师范大学, 2015(02)
- [10]TiO2/硅藻土复合材料的金属掺杂与光催化性能研究[D]. 汪滨. 中国矿业大学(北京), 2015(09)