一、UV/Fe~(3+)光催化氧化处理垃圾渗滤液（论文文献综述）
朱新良,童祯恭,李俊,刘占孟[1]（2021）在《高级氧化技术降解垃圾渗滤液研究进展》文中认为综述了产羟基自由基和产硫酸根自由基2大类高级氧化技术在国内外处理垃圾渗滤液的研究进展;主要根据羟基自由基和硫酸根自由基生成方式的差异,简要分析了高级氧化技术降解垃圾渗滤液的反应机理,并总结讨论了其优缺点;最后,对今后采用高级氧化技术降解垃圾渗滤液的研究前景进行了展望。
赵佳[2]（2020）在《活化过硫酸盐降解苯醚甲环唑的研究》文中提出苯醚甲环唑是三唑类杀菌剂的一个代表品种,在我国广泛应用于水稻真菌病害,其化学性质稳定,自然条件下难以自发降解,易长期留存于水环境中,具有潜在的风险。本文针对水体中苯醚甲环唑的潜在危害大且相关去除研究局限的问题,探究了UV/PS和Fe2+/PS两种氧化体系对苯醚甲环唑的降解效果,考察了常规影响因素（氧化剂投加量、p H等）以及环境因素（碳酸氢根离子、腐殖酸）对于苯醚甲环唑的氧化效能的影响,并对UV/PS体系氧化过程的中间产物以及降解路径进行了分析,采用了ECOSAR软件进行了生物毒性预测。研究结果表明,UV/PS主要基于SO4-·氧化苯醚甲环唑,PS投加量的增加和苯醚甲环唑初始浓度的降低均会促进反应的进行;改变初始p H值对降解苯醚甲环唑的影响效果不显着;最佳反应条件:苯醚甲环唑浓度为1 mg/L、PS投加量为0.8mmol/L、p H为5、温度为（25±2）℃,反应20 min后,此时去除率可达96.37%。碳酸氢根和腐殖酸的浓度均会对降解产生抑制作用,且腐殖酸的抑制作用更明显。对UV/PS体系进行可行性分析时得知,单独PS不具备氧化降解苯醚甲环唑的能力,单独紫外虽可以使苯醚甲环唑发生直接光解反应,但其反应速率远远不及UV/PS体系产生的SO4-·对苯醚甲环唑的氧化速率。UV/PS体系中自由基捕获实验结果显示,不同p H条件下产生的自由基种类不同,酸性条件下由于不具备产生OH·的条件,有效自由基种类为SO4-·;中性条件下主要是SO4-·与少量OH·共存,两者共同主导苯醚甲环唑的降解;而在碱性条件下时OH·为降解过程中主要有效的自由基。Fe2+/PS体系中改变苯醚甲环唑初始浓度、溶液初始p H值、Fe2+投加量、碳酸氢根浓度和腐殖酸投加量等反应条件对降解苯醚甲环唑的表观速率的影响呈现出良好的线性关系（R2≥90%）,符合准一级动力学过程;反应对p H依赖性极强,酸性条件下更有利于苯醚甲环唑的去除;碳酸氢根和腐殖酸均会不同程度的影响苯醚甲环唑的降解效率,且碳酸氢根的抑制作用更强。UV/Fe2+/PS体系可改善不同的初始p H和碳酸氢根浓度对Fe2+/PS体系和UV/PS体系的影响,当p H=3时,UV/Fe2+/PS体系对苯醚甲环唑的反应速率可达0.2208 min-1,均高于UV/PS体系的0.1561 min-1和Fe2+/PS体系的0.1999 min-1;在具有相同浓度的碳酸氢根时,对比UV/PS体系与Fe2+/PS体系,降解苯醚甲环唑的反应速率分别提高了4%和22%。利用GC/MS对UV/PS体系降解中间产物进行了分析,共检测出13种产物,主要为苯酚类有机物、酮类有机物等,降解途径主要涉及醚键裂解、脱氯氢化、脱氯羟基化、氯代和脱氢等反应。采用ECOSAR软件对UV/PS体系降解苯醚甲环唑的中间产物的生物毒性进行了预测,结果表明,几乎所有的中间产物的毒性均比母体苯醚甲环唑低,降低了环境的威胁。
邓冬莉[3]（2020）在《水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究》文中指出邻苯二甲酸酯类化合物（phthalate esters,PAEs）也被称为酞酸酯,常作为工业生产中塑料、树脂和橡胶类制品的增塑剂,是一类重要的环境激素。由于PAEs不与塑料基体发生化学结合,导致PAEs不断释放到周围环境中,在大气、水和土壤中均可被检出,并可通过食品、饮水、呼吸和皮肤接触等途径进入生物和人体。由于PAEs具有类雌激素活性,PAEs进入生物体内后与受体结合,使生物正常的内分泌功能失调,对人类生殖系统产生损害,也会影响机体的免疫功能,还具有致畸和致癌作用。目前,全世界PAEs的年产量超过800万吨,但是该类物质在环境中难以降解,生物富集性强,对生态环境安全和人体健康都构成潜在威胁,PAEs引起的环境问题受到政府、学术界和公众的广泛关注。因此,发展废水中PAEs的快速、简便和有效去除技术,对于保护水环境质量和人体健康都具有重要意义。目前,水环境中PAEs的去除方法主要有生物降解、吸附和高级氧化法。生物降解虽然可以实现PAEs的降解,但是降解过程对水环境要求较高、耗时长、效率低,且特异性菌株的筛选难度较大。吸附法具有操作简单、成本低、再生性能好等优点,而常见的吸附材料缺乏吸附选择性,吸附后需要繁琐的过滤或离心操作,以实现固-液分离。高级氧化技术降解效率高,但是一些方法如（光）化学氧化和光催化氧化能耗高、需要特殊的设备,降解过程可能产生二次污染物。在实际水环境中还存在大量浓度高和容易发生生物降解的污染物,而PAEs的浓度一般较低,大部分处于ng·L-1～μg·L-1水平。因此,目前PAEs的处理效果并不令人满意。分子印迹聚合物（MIPs）对模板分子具有很高的选择性和亲和力,利用其特异性识别能力去除水环境中的低浓度PAEs具有潜在价值。为此,本文设计和制备了功能化分子印迹材料,并将其用于3种低分子量PAEs（DMP、DEP和DBP）的选择性吸附分离;利用高效、易控制的电催化氧化技术,以成本低、催化活性好的Ce掺杂PbO2电极降解这3种PAEs,以实现水中低分子量PAEs的快速去除,取得了如下主要研究成果:1.以多壁碳纳米管（MWCNTs）为载体,采用水热法将Fe3O4磁性纳米微球修饰到MWCNTs上,并以KH-570为硅烷偶联剂进行表面接枝修饰,获得功能化的MWCNTs。PAEs结构上酯键的4个O原子可以作为氢键受体,与功能单体甲基丙烯酸（MAA）上的H原子结合形成氢键。以DMP、DEP和DBP为模板分子（3种模板分子的物质的量之比为6:3:2）,甲基丙烯酸为功能单体,二甲基丙烯酸乙二醇酯为交联剂,AIBN为引发剂,乙腈为溶剂,在功能化的MWCNTs表面制备出磁性多模板分子印迹复合材料（mag-MMIPs@MWCNTs）。采用SEM、FTIR、VSM和BET等技术对复合材料进行系统表征,证明mag-MMIPs@MWCNTs材料以MWCNTs为支撑骨架,获得了以Fe3O4为“核”、表面印迹层为“壳”的复合结构。磁性纳米微球修饰使得复合材料的饱和磁化强度为25.6 emu×g-1,表现出较好的超顺磁性,可以快速且完全地将材料从水相中分离出来。材料具有良好的热稳定性,与非印迹复合材料比较,其比表面积和孔体积略高,更适用于3种PAEs的吸附。2.以mag-MMIPs@MWCNTs为吸附剂,在水相p H为5～9时,材料对DMP、DEP和DBP表现出稳定的吸附效果。吸附浓度为5 mg L-1的DMP、DEP和DBP可在40 min内达到平衡,表现出快速吸附的动力学特征,遵循假二级动力学方程,吸附3种PAEs的表观速率常数分别为2.86、1.28和4.41 mg·（μg·min）-1。mag-MMIPs@MWCNTs吸附浓度不超过30 mg·L-1的DMP和DEP效果较好,对低于70 mg·L-1的DBP具有更好的适用性;吸附等温线符合Langmuir等温吸附模型,获得DMP、DEP和DBP的最大吸附量(Qmax)分别为0.95、1.38和7.09 mg·g-1。在温度为10～40°C时,mag-MMIPs@MWCNTs对3种PAEs的吸附过程为放热和自发进行的过程,吸附驱动力主要为氢键、疏水作用和范德华力,并以物理吸附为主。Scatchard分析表明:在3种PAEs模板分子与印迹材料之间存在亲和力高低不同的两类结合位点。因特异性结合位点的存在,mag-MMIPs@MWCNTs复合材料对DMP、DEP和DBP表现出特异性和选择性吸附。在相同吸附条件下,mag-MMIPs@MWCNTs对3种PAEs的吸附量高于非印迹复合材料;以与3种PAEs结构类似的DEHP和H2PA为吸附质,在印迹和非印迹材料上的吸附结果无显着性差异,DMP、DEP、DBP在mag-MMIPs@MWCNTs上的印迹因子（IF）分别为2.79、2.53和1.54,表明mag-MMIPs@MWCNTs对DMP、DEP和DBP显示出良好的选择性;吸附材料具有良好的重现性和可重复使用性。在环境水样中添加5mg·L-1的DMP、DEP和DBP,以mag-MMIPs@MWCNTs为吸附剂,对这3种PAEs取得了满意的去除效果。3.在PbO2电极中掺杂稀土元素Ce,采用电沉积制备Ce掺杂的Ti/PbO2电极。SEM、XRD和XPS表征发现,当Ce和Pb的物质的量之比为1:5时,Ce以氧化物（Ce O2）的形式固溶到Pb O2晶格中,并取代晶格中部分Pb4+的位置,改善了Ti/PbO2电极的表面微观结构,提高了Ti/Pb O2电极的电催化性能和稳定性。Ce掺杂和未掺杂的Ti/PbO2电极的线性极化曲线分析显示:在相同电压下,Ce掺杂Ti/PbO2电极的电流密度比Ti/PbO2电极有明显增加,表明掺杂后电极表面的电化学活性位点增多。在相同电流密度下进行电沉积时,由于Ce的掺杂,电解池的电压比不掺杂时增大,使PbO2晶体颗粒在Ti基体上的沉积速度变快、颗粒细化,从而增大电极的比表面积。因此,Ce掺杂在一定程度上提高了Ti/PbO2电极表面的电催化活性。根据循环伏安分析结果,推测PAEs的电催化氧化降解是通过电解过程产生的活性物种（如·OH）间接氧化降解。4.考察了支持电解质、电流密度对电催化氧化DMP、DEP和DBP的影响,获得了最佳的降解条件。以0.05 mol?L-1的Na2SO4溶液（p H 7）为支持电解质,在电流密度为25 m A?cm-2时降解10 h,浓度为0.05～5 mg·L-1的DBP、DMP和DEP的降解效率分别为99.3%～98.2%、97.2%～95.8%和88.4%～81.1%。DBP具有更长的碳链,容易受到·OH的攻击而断键,从而获得最快的降解速率和最高的降解率。DBP、DMP和DEP的降解过程可以用假一级动力学方程描述,获得表观降解速率常数分别为0.42、0.40和0.29 h-1,表现出DBP>DMP>DEP的顺序。LC-MS/MS分析表明:3种PAEs具有相似的降解产物和降解途径。·OH首先进攻PAEs的酯键,酯键断裂后形成邻苯二甲酸单甲酯,当两个酯键都断裂后则形成邻苯二甲酸。·OH继续进攻邻苯二甲酸的4位碳原子,形成4-羟基邻苯二甲酸;·OH还可以诱导邻苯二甲酸的脱羧和羟基化反应,生成水杨酸和邻苯二酚,4-羟基邻苯二甲酸被诱导脱羧生成对苯二酚;通过苯环开环,邻苯二酚和对苯二酚进一步转化为低分子量有机酸（如琥珀酸和草酸）。因此,3种PAEs的主要降解途径可能包括脱烷基、羟基加成、脱羧和苯环开环。
李强[4]（2020）在《α-Fe2O3砂芯微球制备及紫外辅助下活化PMS降解有机污染物的研究》文中指出随着工业化进程的加剧,越来越多的有毒有害的难降解有机污染物被直接排入到水环境中,带来了严重的生态环境风险,引发了食品安全和生命健康问题。近年来高级氧化技术在废水处理领域得以广泛应用,其中对高浓度难降解有机废水的处理是当前研究的热点问题。本研究制备了一种新型α-Fe2O3砂芯微球,在紫外光辅助下活化过硫酸盐（KHSO5,PMS）产生强氧化性的硫酸根自由基（SO4-·）处理有机废水,主要研究结果如下:（1）通过水热法制备了一种表面具有砂芯状结构的α-Fe2O3微球,通过扫描电镜（SEM）、透射电镜（TEM）、X射线粉末衍射（XRD）和BET/BJH等对其结构、形貌、尺寸进行了研究并推测出可能的形成机制。研究结果表明,该α-Fe2O3微球直径为50 μm,主要孔结构为30 nm左右,由直径为40nm的α-Fe2O3纳米颗粒自聚而成。催化活性评价显示α-Fe2O3能够有效地活化PMS,在紫外（UV）辅助下,该体系在40 min时几乎可将酸性橙Ⅱ（AO7）完全降解。重复性实验表明α-Fe2O3具有较好的稳定性,在第10次循环试验后AO7的降解率接近80%。（2）以AO7作为模拟印染废水,结合UV-vis光谱和ESR技术推测了 UV/α-Fe2O3/PMS可能的反应途径。研究表明,α-Fe2O3在UV辐照下,电子（eCB-）得以激发并在原位留下空穴（hVB+）,PMS作为电子捕获剂,不仅有效地抑制了eCB-和hVB-的复合,而且使-O-O-键断裂迅速产生了 SO4-·,同时SO4-·会进一步与H2O或OH-反应生成·OH,在共同作用下SO4-·和·OH对AO7分子进行氧化分解。进一步考察了 UV/α-Fe2O3/PMS体系的影响因素,结果表明,AO7的降解与PMS浓度呈正相关,随着α-Fe2O3投加量增加,AO7的降解率呈现先增后减趋势;强酸性和强碱性环境下均会降低AO7的降解率。无机阴离子对AO7的降解均有一定程度的促进作用,其中CO32-对体系的促进作用最显着,反应30 min时AO7几乎降解完全。不同AO7初始浓度下的降解过程拟合结果表明UV/α-Fe2O3/PMS更符合伪一级动力学,线性相关系数R2=0.8759～0.9623,反应速率常数随AO7初始浓度递减,从0.1633 min-1降低至0.0237 min-1。（3）考察了垃圾渗滤液处理过程中溶解性有机污染物（DOM）的分布转化规律。通过正交试验得出了最适组合为:α-Fe2O3投加量为2.0 g/L,PMS投加量为8.0 g/L,pH为5.0。影响因素贡献分别为:PMS投加量>α-Fe2O3 投加量>pH。UV/α-Fe2O3/PMS 体系反应 60 min 时,3D-EEM分析显示垃圾渗滤液中DOM去除了 72.4%,其中主要污染组分腐殖质类物质去除了 92.4%;GPC分析显示反应前后垃圾渗滤液中分子量>1500Da的有机物分布显着减少,而500～1500Da的部分增多,说明大分子量的溶解性有机物被矿化或者是转化成了小分子有机物。SO4-.对一些含有芳环的有机物通过氧化断键及电子转移等途径实现有机物的降解。GC-MS分析表明经该体系处理后,SO4-·能够有效地对垃圾渗滤液中的大分子进行分解,存在的芳香酚类和烷烃类有机物能被有效去除,并产生了醇类和酯类等中间产物。
赵洪军[5]（2020）在《ZnO-MgO/Al2O3臭氧催化氧化处理难降解有机废水》文中研究表明随着我国工业化发展与城市化进程的加快,难降解有机废水的种类与排放量日益增多,对水体环境和人类健康产生巨大的威胁。高级氧化是利用外界附加条件产生羟基自由基将难降解有机污染物在较短的时间内矿化的工艺。臭氧催化氧化技术作为高级氧化技术的一种,相对于其他高级氧化工艺具有适用范围广、操作简单等优势,其技术的关键在于催化剂的制备以及应用,目前对催化剂的活性组分的研究主要集中于过渡金属氧化物,但过渡金属氧化物容易受水体水质影响存在离子溶出对环境造成二次污染的风险,MgO作为清洁材料并具有较高的催化活性,但是粉末状催化剂难以回收再利用,因此本课题以氧化铝（γ-Al2O3）小球为载体采用浸渍法制备了 ZnO-MgO/γ-Al2O3催化剂,降低了重金属离子溶出对水体造成二次污染的风险,并对制备过程中活性组分负载量、催化剂干燥温度及时间、焙烧温度及时间进行优化;并以甲基橙（MO）作为难降解有机废水的代表,探究了臭氧流量、臭氧浓度、甲基橙初始浓度以及甲基橙初始pH值对臭氧催化氧化过程的影响,对该反应过程的机理进行了初步推断;并对制药废水、化工园区废水、垃圾渗滤液废水等多种实际难降解有机废水进行处理。论文得出以下主要结论:（1）ZnO-MgO/γ-Al2O3催化剂的制备条件为活性组分负载量为2 mmol/g,ZnO:MgO（摩尔比）为1:3,干燥温度100℃、干燥时间4 h、焙烧温度400℃、焙烧时间2h,在臭氧投加量相同的条件下,臭氧催化氧化可比臭氧氧化对甲基橙的去除效果提高45%。（2）在中性条件下处理初始浓度为90mg/L,体积为2L的甲基橙模拟废水的小试实验中,臭氧投加量与甲基橙质量比为3.5:1时,臭氧催化氧化对甲基橙废水TOC去除率可达到96.53%,比单独使用臭氧氧化提高47.19%,臭氧催化氧化可实现甲基橙废水深度矿化。（3）由于羟基自由基极其不稳定,难以被定量测量,因此在臭氧催化氧化反应体系中加入自由基抑制剂叔丁醇,发现在有叔丁醇存在的条件下,臭氧催化氧化效果受到明显抑制,说明该过程有羟基自由基的产生,同时该催化剂对有机污染物有一定程度的吸附作用,并且吸附作用加快了反应的进行,因此该反应体系遵循催化剂表面配位络合和羟基自由基（·OH）二者相结合的反应机理。（4）在处理COD为220 mg/L的化工园区废水与COD为228 mg/L的制药废水时发现,当出水COD满足GB 18918-2002时,臭氧催化氧化所需成本分别为臭氧氧化的1/5与1/3;在处理COD为560 mg/L的垃圾渗滤液超滤出水时发现,当出水COD满足GB/T 31962-2015标准时,臭氧催化氧化所需成本仅为臭氧氧化的1/2。ZnO-MgO/γ-Al2O3催化剂极大的降低该反应过程所需能耗。经过4次以上对甲基橙模拟废水的处理,ZnO-MgO/γ-Al2O3臭氧催氧化对TOC去除率仍保持96%以上,说明该ZnO-MgO/γ-Al2O3催化剂具有较高的催化活性及稳定性,ZnO-MgO/γ-Al2O3臭氧催化氧化在难降解有机废水的深度处理方面具有一定的应用前景。
袁鹏飞[6]（2020）在《混凝-催化臭氧组合工艺处理渗滤液膜滤浓缩液的研究》文中进行了进一步梳理随着GB 16889-2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》的颁布实施,对垃圾渗滤液的排放限值有了更严格的规定。膜处理法因其占地面积小和处理效果好的特点,常用作垃圾渗滤液的深度处理工艺。但是,膜处理技术的应用会产生高有机物浓度、高重金属含量且可生化性极差的浓缩液,其妥善处理成为了制约膜处理技术应用的难题。本研究以郑州垃圾综合处理厂垃圾渗滤液膜处理后产生的浓缩液为研究对象,采用混凝-臭氧催化氧化组合工艺对其进行深度处理,对组合工艺处理浓缩液中有机物的变化规律进行了探究,并制备了硅藻土负载纳米Fe3O4多相臭氧催化剂,探究其催化臭氧处理浓缩液的效能。混凝沉淀试验结果表明,聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）、聚合氯化铝铁（PAFC）和聚合硅酸铝铁（PSAF）四种絮凝剂均能通过混凝沉淀作用降低浓缩液的COD和UV254值,但PAC的混凝去除效果优于其他三种。在浓缩液初始p H为5.0,PAC投加量为1000 mg/L助凝剂投加量为4 mg/L的条件下取得最佳处理效果,,此时浓缩液的COD和UV254去除率分别为35.65%和40.34%。采用共沉淀法制备了硅藻土负载纳米Fe3O4多相臭氧催化剂,并利用XRD、SEM-EDS、FTIR和BET分析手段对催化剂进行了表征,结果表明,纳米Fe3O4颗粒被成功的负载到硅藻土的表面,其分散性增加,且负载前后,材料的比表面积和孔体积出现了下降,制备的硅藻土负载纳米Fe3O4材料仍具有较高的比表面积,为71.07 m2/g。臭氧催化氧化试验结果表明,在浓缩液初始p H为7,臭氧体积流量为1.0L/min,催化剂投加量为0.8 g/L,反应时间为90 min的条件下取得最佳处理效果,此时,出水的COD和UV254去除率分别为67.8%和86.3%。动力学分析结果表明臭氧催化氧化降解浓缩液有机物的过程更符合拟二级反应动力学。催化剂的重复利用试验表明,催化剂在经过五次重复使用后,对浓缩液COD仍能保持60%以上的去除率。通过自由基淬灭试验验证了硅藻土负载纳米Fe3O4能够催化臭氧产生羟基自由基,从而氧化降解浓缩液中的有机物。本研究采用紫外-可见吸收光谱、凝胶色谱、三维荧光光谱和气相色谱-质谱等分析手段对组合工艺处理浓缩液过程中有机物的变化规律进行了探究,结果表明,组合工艺能够降低浓缩液中有机物的芳香结构化程度,分子量较大的物质被转变为小分子物质,富里酸和腐殖酸等难降解的有机物分解成没有荧光特性的小分子的中间产物。GC-MS结果表明,经组合工艺处理后,浓缩液中难降解的杂环类有机物能够开环,被降解为烷烃衍生物等易降解的物质,烷烃类有机物被矿化成CO2和H2O而得以去除。可生化性分析结果表明,浓缩液的BOD5/COD值由原来的0.02上升至0.32,出水的可生化性有了大幅度提高。
芦媛[7]（2020）在《磁性钼钨异质结复合光催化剂的合成及催化机理研究》文中研究说明全球工业化进程的快速发展使得环境污染事件时有发生,其中以水污染最为严峻,直接威胁到人类的安全健康,引发能源危机。为了应对此类安全环保问题,半导体光催化技术作为一种新兴、绿色的水处理方法,能够利用太阳能实现能量转换和环境治理,对于难降解的有机废水尤为显着具有良好的应用前景。目前,大多数半导体光催化剂的自身带隙较宽,光响应范围窄且光生载流子易复合导致光催化活性低,废水降解效果欠佳,特别是参与反应后回收困难、成本较高,且存在次生污染而难以被推广。因此,设计开发一种安全高效、节能环保的半导体光催化剂用以解决水污染问题有着重要的学术意义和应用价值。二硫化钼（MoS2）和三氧化钨（WO3）作为可见光光催化材料的两类代表,具有合适的禁带宽度和稳定的理化性质而备受关注。然而单一的半导体光催化剂依旧无法避免光生电子-空穴对的再次复合。基于此,本文以MoS2和WO3两类不同的半导体材料为研究对象,通过能带调控引入硬磁相锶铁氧体(SrFe12O19)作为磁性基体,分别构建不同异质结型的复合光催化剂从而提高光催化活性。同时,在外加磁场作用下又可实现催化剂与水溶液的快速分离,便于回收再利用满足实际应用的需求。采用两步水热法制备了一种新型的p-n异质结复合磁性光催化剂MoS2-SrFe12O19,将其应用于有机染料废水罗丹明B（RhB）和亚甲基蓝（MB）的光催化降解中。结果显示,最优复合样MoS2-SrFe12O19（10 wt%,MS-10）在模拟太阳光下120 min时的降解率分别为96.5%(RhB,10 mg·L-1)和95.8%(MB,50mg·L-1),光催化降解速率常数比单体MoS2提高约3.4倍（RhB）和1.4倍（MB）。复合物修饰的电极表面电荷转移电阻(Rct)为173Ω,最大光电流密度为316μA·cm-2,均表现出优于单体MoS2和SrFe12O19的电化学稳定性。PL分析证实,复合物的光生电子-空穴对复合率低于单体MoS2。MoS2-SrFe12O19光催化活性提高的主要原因为其独特的p-n异质结能够不断地利用光源,抑制光生电子-空穴对的重组,延长光生载流子的寿命。同时,MS-10的比表面积约为6.2 m2·g-1,最可几孔径为1.1 nm,其更多的微孔和狭缝微孔能够提供大量有效的活性位点,从而促进界面电子传输激发光催化活性。重要的是,MoS2-SrFe12O19具有优异的饱和磁化强度10.1 emu·g-1和矫顽力1407.7 Oe,在外加磁场的作用下能够快速回收。采用水热-焙烧法合成了n-n型异质结复合磁性光催化剂WO3-SrFe12O19。SEM分析表明,SrFe12O19六角纳米板紧密修饰的WO3片状纳米微球使得其具备独特的多片层框架复合结构便于充分利用光源。UV-vis、EIS和TPR等证实复合材料对可见光的强响应能力和光生电荷优越的分离效率。复合物的磁性能参数(Ms=3.4emu·g-1,Mr=1.0 emu·g-1,Hci=951.1 Oe)显示出,材料易于回收。此外,在光催化降解RhB实验中,WO3-SrFe12O19的光催化活性相比单体显着提升。其中,WO3-SrFe12O19（5 wt%）以H2O2作为电子捕获剂,80 min时RhB的降解率达98.4%,动力学表观速率常数kapp为0.039 min-1。高效的光催化反应是由于WO3-SrFe12O19之间的半导体耦合效应推动了大量的界面电荷转移,有效促进了光生电子空穴对的分离。同时,H2O2作为电子受体辅助电子累积层反应与WO3-SrFe12O19同型n-n异质结共同作用产生了强氧化性的·OH。通过一步水热法将类花球MoS2成功包覆在WO3纳米微球骨架结构上,形成了一种Z-scheme型异质结的复合光催化剂MoS2-WO3,复合物球状颗粒的直径在4-10μm之间,二者以“片层-弯曲片层”的模式生长。复合材料具有较大的比表面积(30.0 m2·g-1),孔径分布主要集中在1-30 nm区间,最可几孔径为3.2 nm,具有多孔结构。这为光催化反应提供了便捷的传输途径,帮助将其转移至多层级结构表面或多孔结构内部,同时也扩增了与染料分子的有效接触。MoS2-WO3的禁带宽度Eg为1.79 e V,对可见光具备较好的响应能力,复合样MoS2-WO3（50 wt%）对RhB的降解率为95%（60 min）,且具有较好的光催化稳定性,三次循环后的降解率为91.4%。此外,活性基团捕获实验证明了MoS2-WO3异质结的电荷转移机制满足Z-scheme型迁移方式,使得体系中的光生载流子实现了空间上的最大化分离,提高了反应体系中的氧化还原能力,从而有效促进了光催化活性。采用分步法成功制备了三元磁性复合光催化剂MoS2-WO3-SrFe12O19,XRD、FTIR、XPS、TEM等表征表明,SrFe12O19已成功负载到MoS2-WO3纳米微球的表面。三元复合物的最可几孔径为2.5 nm,属于介孔材料,比表面积为9.0 m2·g-1。MoS2-WO3-SrFe12O19（5 wt%）具有最优的光催化活性,80 min时RhB的降解率为93.0%。将其应用于老龄垃圾渗滤液的处理,60 min时COD去除率为47.2%且废水色度降低,具有处理难降解有机废水的潜能。三元复合材料的饱和磁化强度（Ms）为3.6 emu·g-1易回收,同时具备较强的抗退磁能力,矫顽力（Hci）为1037.2 Oe。由机理分析可得,MoS2-WO3-SrFe12O19的电荷转移过程遵循双Z型机制,这种机制加快了光生载流子的分离,提高了光催化活性,反应中生成的活性基团·OH和·O2-均发挥了对染料降解的作用。三元复合磁性光催化剂安全、环保且高效,可作为未来降解有机污染废水的潜力候选材料。
邓禺南[8]（2020）在《催化臭氧氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物》文中提出垃圾填埋过程中,伴随产生的垃圾渗滤液一直是城市污水处理的难点。由于渗滤液中具有大量的难降解有机物、成分复杂以及水质不稳定等特点,因此快速削减其有机质含量和提高可生化性,使渗滤液达标排放仍是当前研究的热点。准好氧矿化垃圾床（SAARB）处理渗滤液技术是基于“以废治废”的理念,以矿化垃圾作为填料,通过渗滤液的无外加动力回灌,使渗滤液中的有机质快速削减。但准好氧矿化垃圾床处理后的渗滤液出水（以下简称“渗滤液尾水”）中仍含有难降解有机物,且可生化性较低,因此需要进一步对其进行深度处理。而催化臭氧氧化技术因其经济、高效和环保等特点,已逐渐应用于渗滤液的处理。本文采用催化臭氧氧化技术对成都市某垃圾填埋场产生的垃圾渗滤液经准好氧矿化垃圾床处理后的尾水进行深度处理,探讨了二氧化锰和铁碳/双氧水两种催化臭氧氧化过程的影响因素、渗滤液尾水中难降解有机物在氧化过程的转化机制以及催化材料的变化情况;通过对两种体系的比较,分析了两种体系优化条件下有机物浓度、去除率、溶解性有机物分子结构变化和催化机理等方面的差异,主要研究结果如下:O3/MnO2体系处理渗滤液尾水中难降解有机物的研究结果表明:当MnO2投加量为0.2g/L,O3进气量为18.92 mg/min和反应时间为20 min时,体系对COD、UV254和色度CN的去除效果较好,去除率分别为63.79%、57.68%和90.79%,紫外-可见光谱和三维荧光显示,O3/MnO2体系能使废水中腐殖质降解,渗滤液尾水中共有机物的芳香性程度、分子量和缩合度均降低,尤其对苯环类化合物的降解效率明显提高;反应前后MnO2未出现新增价态峰值的变化,催化性能稳定。Fe-C/H2O2-O3体系处理渗滤液尾水中难降解有机物的研究结果表明:当铁碳投加量为3 g/L,O3投加量为9.80 mg/min,H2O2投加量为2 m L/L和初始p H值为3时,其COD和UV254分别从711.96 mg/L和0.19降到了295.04 mg/L和0.10,去除率分别为58.56%和45.20%,反应结束后,通过调节p H值至9.0,COD和UV254去除率分别可提升至83.15%和70.20%,COD可降低至120mg/L;紫外-可见和三维荧光光谱显示,废水中难降解有机物转化为小分子有机化合物且腐殖质的分子缩合度降低;类比实验结果表明,Fe-C/H2O2-O3体系中存在多种高级氧化机制协同作用,因此对渗滤液尾水有机物具有较高的去除率,可生化性得到提高,并且由于铁碳中铁的缓释作用使得体系污泥产生量较少。通过对两种体系的处理效果进行比较研究发现:优化条件下,两种体系对渗滤液尾水中COD和UV254的去除率和初始反应速率上Fe-C/H2O2-O3体系明显优于O3/MnO2体系;两种体系中的ΔUV254/ΔCOD均呈线性相关,在去除渗滤液尾水中COD的同时也降低了废水的紫外吸收,差别在于O3/MnO2体系ΔUV254/ΔCOD的变化集中在反应前中期,由于多种氧化机制的协同作用Fe-C/H2O2-O3体系中后期ΔUV254/ΔCOD仍变化明显;三维荧光光谱比较显示Fe-C/H2O2-O3体系中可见光区类富里酸物质几乎全部去除,O3/MnO2体系处理后出水中仍然存在一定浓度的难生物降解有机物,可生化性仅为0.28,而Fe-C/H2O2-O3体系处理后出水可生化性相比于初始渗滤液尾水提升10倍（B/C从0.04增加至0.40）。此外,通过对两种体系催化机理的比较,主要存在两个方面的差异:一是催化臭氧产生羟基自由基的差异,另一方面是协同机制的差异;相比于O3/MnO2体系臭氧直接氧化和羟基自由基氧化机理,Fe-C/H2O2-O3体系的芬顿反应、铁氧化物-H2O2非均相类芬顿反应和O3/H2O2的高级氧化作用均可以产生羟基自由基,并且Fe-C/H2O2-O3体系中存在铁碳微电解和铁基胶体的吸附沉淀协同作用,多种协同机制进一步强化了渗滤液尾水中有机物的去除效果,也为准好氧矿化垃圾床联合催化臭氧氧化处理垃圾渗滤液提供一种可行的思路与依据。
冯梅[9]（2019）在《紫外高级氧化法处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水的研究》文中研究表明准好氧矿化垃圾床是一项低成本且易运行的垃圾渗滤液处理技术,能有效去除渗滤液中有机物与氮类物质,但经准好氧矿化垃圾床处理后的尾水（以下简称"渗滤液尾水"）难降解有机物浓度较高且可生化性较差,有机物浓度远达不到相关排放标准,需对渗滤液尾水进行深度处理。已开展处理渗滤液尾水的臭氧高级氧化技术的成本较高,鉴于此,本文采用相对低廉的紫外高级氧化技术处理渗滤液尾水,以H2O2与PMS为氧化剂,利用紫外辐射氧化剂产生强氧化性自由基团降解渗滤液中有机物的原理,构建了UV-Fenton、UV-H2O2、UV-PMS与UV-H2O2-PMS的紫外高级氧化技术处理渗滤液尾水,并对体系的降解效能、有机物转化途径与降解机理等进行了探究。主要研究内容与结论如下:（1）通过传统Fenton体系降解渗滤液尾水的研究发现,该方法能有效降解渗滤液尾水中富里酸与腐殖酸类有机物并提高出水可生化性,但在体系中会产生大量污泥。在初始pH值为4.0,Fe2+投加量为6mmol/L、H2O2投加量为0.056mol/L,反应60min时,体系中COD、CN和UV254去除率最大值分别为41.67%、93.38%与64.75%。（2）因传统Fenton处理渗滤液尾水存在大量污泥的二次污染问题,开展了紫外耦合Fenton（UV-Fenton）反应产生活性氧物种降解渗滤液尾水中污染物的研究。结果表明,UV-Fenton体系对渗滤液尾水的处理具有协同作用,体系中的主要自由基团是·OH和O2·-,能有效降解渗滤液尾水中的芳香类有机物质,将大分子物质大幅减少为小分子物质,并去除51.00%可见区富里酸物质,但体系中仍有少量污泥产生。增大H2O2和Fe2+投加量可提高体系降解有机物的能力与反应速率,初始pH值为3.0时有机物降解效果最佳,中性与碱性环境均会显着抑制体系对有机物的降解。H2O2投加量为0.084mol/L,Fe2+投加量为0.056mol/L,初始pH值为3.0的条件下,渗滤液尾水COD去除率与反应速率常数最终分别为77.22%和0.04679。（3）为了有效消除UV-Fenton体系处理渗滤液尾水工艺中因铁离子产生的污泥问题,构建了无Fe2+的紫外耦合单独H2O2（UV-H2O2）的研究。与此同时,考虑到PMS是紫外高级氧化技术中常用的氧化剂,在外界激活条件下能有效产生具有强氧化性的·OH和·SO4-。因此,构建了UV-H2O2与UV-PMS体系对渗滤液尾水进行处理。结果表明,UV-H2O2和UV-PMS体系均能协同有效的去除渗滤液尾水中污染物并提高出水可生化性,且在两体系中均无污泥生成。氧化剂投加量的增加会促进体系产生更多的自由基降解有机物,进而提高两体系对污染物的去除效果及反应速率。当初始pH值从3.09.0升高时,两种体系处理渗滤液尾水的能力及速率均会被抑制,且UV-H2O2体系中有机物去除能力抑制效果更明显。UV-H2O2体系中主要活性氧物种为·OH,UV-PMS体系中主要活性氧物种为·OH和·SO4-,而两体系均能降解腐殖质及芳香类等难降解有机物质并氧化成小分子有机物。氧化剂为0.050mol/L,初始pH为3.0时,UV-H2O2和UV-PMS体系中COD与紫外区富里酸去除率分别为68.08%、26.23%与47.27%、33.98%。与UV-H2O2体系相比,UV-PMS体系对渗滤液尾水中腐殖质有更好的去除作用与经济效益。（4）紫外同时辐射两种氧化剂的UV-H2O2-PMS体系处理渗滤液尾水研究结果发现,在氧化剂投加总量均为0.048mol/L时,UV-H2O2-PMS体系中CN、UV254与COD去除率比UV-PMS体系分别低了7.39%、4.28%、8.80%,比UV-H2O2体系分别提高了15.91%、8.25%与16.07%。体系在酸性的反应环境下降解效果最佳,中性与碱性环境均有抑制效果。增加PMS投加量能促进体系对污染物的降解效能,但PMS投加量过高会降低体系中有效自由基的浓度。氧化剂投加相同时,体系有机物去除率随n（H2O2/PMS）比值的增大而降低,当n（H2O2/PMS）比值为2:8时,CN、UV254、COD去除率与kobs最高且分别为96.52%、59.82%、35.00%与0.03097。UV-H2O2-PMS体系对污染物的降解是·SO4-与·OH的共同作用。三维荧光与紫外-可见光谱表明,渗滤液尾水中腐殖质与芳香类等结构复杂的有机物均被有效降解,有机物浓度与分子量的聚合程度也有大幅降低。
占鹏,孙微[10]（2018）在《高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究进展》文中认为本文介绍了Fenton和类Fenton氧化法、臭氧氧化法、SO4-·的新型氧化法、光催化氧化法、电化学氧化法、过硫酸盐高级氧化等几种高级氧化技术在垃圾渗滤液处理中的应用进展,分析各种高级氧化技术在实践应用中的优势与不足,并指出其今后发展的主要方向。
二、UV/Fe~(3+)光催化氧化处理垃圾渗滤液（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、UV/Fe~(3+)光催化氧化处理垃圾渗滤液（论文提纲范文）
（2）活化过硫酸盐降解苯醚甲环唑的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 高级氧化技术简介及特点 |
| 1.3.2 几种典型的高级氧化技术 |
| 1.3.3 基于硫酸根自由基(SO_4~-·)新型高级氧化技术 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.5 研究的技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验试剂及设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 实验原理与方法 |
| 2.2.1 实验原理 |
| 2.2.2 溶液配置 |
| 2.2.3 实验方案 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 苯醚甲环唑浓度测量方法 |
| 2.3.2 苯醚甲环唑去除率计算公式 |
| 第3章 紫外激活过硫酸盐降解苯醚甲环唑的研究 |
| 3.1 PS投加量对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 3.2 初始pH对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 3.3 苯醚甲环唑初始浓度对去除率的影响 |
| 3.4 碳酸氢根对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 3.5 腐殖酸对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 3.6 UV/PS氧化降解苯醚甲环唑动力学分析 |
| 3.6.1 PS投加量对苯醚甲环唑氧化速率的影响 |
| 3.6.2 初始pH对苯醚甲环唑氧化速率的影响 |
| 3.6.3 目标污染物初始浓度对苯醚甲环唑氧化速率的影响 |
| 3.6.4 碳酸氢根对苯醚甲环唑氧化速率的影响 |
| 3.6.5 HA对苯醚甲环唑氧化速率的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 亚铁离子激活过硫酸盐降解苯醚甲环唑的研究 |
| 4.1 PS投加量对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.2 初始pH对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.3 苯醚甲环唑初始浓度对去除率的影响 |
| 4.4 Fe~(2+)投加量对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.5 HA对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.6 碳酸氢根离子对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.7 UV/Fe~(2+)/PS降解体系对苯醚甲环唑去除率的影响 |
| 4.7.1 初始pH对 UV/Fe~(2+)/PS体系降解苯醚甲环唑去除的影响 |
| 4.7.2 碳酸氢根对UV/Fe~(2+)/PS体系降解苯醚甲环唑去除的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 UV/PS体系降解苯醚甲环唑机理研究 |
| 5.1 UV、PS和 UV/PS体系氧化能力对比 |
| 5.2 活性自由基捕捉实验 |
| 5.3 UV/PS体系对苯醚甲环唑降解产物推测及路径分析 |
| 5.3.1 苯醚甲环唑降解产物推测 |
| 5.3.2 苯醚甲环唑降解路径分析 |
| 5.4 毒性评估 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯类化合物概述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯类化合物的理化性质 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯类化合物的来源与用途 |
| 1.1.3 邻苯二甲酸酯类化合物的毒性 |
| 1.1.4 邻苯二甲酸酯类化合物的使用限制 |
| 1.2 水环境中邻苯二甲酸酯类化合物的污染现状 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯类化合物进入水环境的途径 |
| 1.2.2 邻苯二甲酸酯类化合物在全球水环境中的分布 |
| 1.2.3 邻苯二甲酸酯类化合物在国内水环境的污染现状 |
| 1.3 水环境中PAEs的去除方法 |
| 1.3.1 生物降解法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 高级氧化技术 |
| 1.4 分子印迹技术 |
| 1.4.1 分子印迹技术简介 |
| 1.4.2 分子印迹技术在废水处理中的应用 |
| 1.5 总结与展望 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 磁性多模板分子印迹复合材料的制备与表征 |
| 2.2.2 磁性多模板分子印迹复合材料对DMP、DEP和 DBP的吸附性能. |
| 2.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备与表征 |
| 2.2.4 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的电催化降解性能 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 磁性多模板分子印迹复合材料的制备与表征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要材料与仪器 |
| 3.1.2 磁性多模板分子印迹复合材料的制备 |
| 3.1.3 多模板分子印迹聚合反应条件优化 |
| 3.1.4 磁性多模板分子印迹复合材料的表征 |
| 3.1.5 邻苯二甲酸酯类化合物的测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 磁性多模板分子印迹复合材料的制备 |
| 3.2.2 模板分子与功能单体的相互作用 |
| 3.2.3 模板分子加入比例的优化 |
| 3.2.4 磁性多模板分子印迹复合材料的表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 磁性多模板分子印迹复合材料对DMP、DEP和 DBP的吸附性能 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要材料与仪器 |
| 4.1.2 磁性多模板分子印迹复合材料吸附DMP、DEP和 DBP |
| 4.1.3 邻苯二甲酸酯类化合物的测定 |
| 4.1.4 环境水样中DMP、DEP和 DBP的吸附去除 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附实验条件的优化 |
| 4.2.2 吸附动力学特征 |
| 4.2.3 吸附热力学特征 |
| 4.2.4 吸附机理分析 |
| 4.2.5 吸附选择性和吸附材料的再生 |
| 4.2.6 环境水样中DMP、DEP和 DBP的吸附去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备与表征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 主要材料与仪器 |
| 5.1.2 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备 |
| 5.1.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的表征 |
| 5.1.4 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的电化学性能测试 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Ce掺杂对Ti/PbO_2 电极降解邻苯二甲酸酯类化合物的影响 |
| 5.2.2 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的表征 |
| 5.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的电化学性能 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的电催化降解性能 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 主要材料与仪器 |
| 6.1.2 电催化降解装置设计 |
| 6.1.3 电催化降解条件的优化 |
| 6.1.4 电催化降解DMP、DEP和 DBP |
| 6.1.5 降解过程的动态监测与降解产物鉴定 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 电催化降解条件的优化 |
| 6.2.2 DMP、DEP和 DBP的降解动力学特性 |
| 6.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的降解能力 |
| 6.2.4 电催化降解邻苯二甲酸酯类化合物的机制分析 |
| 6.2.5 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的可重复使用性 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文和参加的科研项目 |
（4）α-Fe2O3砂芯微球制备及紫外辅助下活化PMS降解有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 光催化氧化 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 基于羟基自由基的高级氧化技术 |
| 1.2.2 硫酸根自由基高级氧化技术 |
| 1.2.3 PMS/PS活化方式 |
| 1.3 有机污染废水现状 |
| 1.3.1 印染废水现状 |
| 1.3.2 印染废水处理现状 |
| 1.3.3 垃圾渗滤液现状 |
| 1.3.4 垃圾渗滤液处理现状 |
| 1.4 研究意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 材料和方法 |
| 2.1 试验试剂及仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 废水水质 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 AO7浓度的测定 |
| 2.2.2 PMS的测定 |
| 2.2.3 COD的测定 |
| 2.2.4 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.3 分析与表征 |
| 2.3.1 电子自旋共振(ESR) |
| 2.3.2 X射线粉末衍射(XRD) |
| 2.3.3 扫描电子显微镜(SEM)与透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 比表面积及孔径(BET/BJH) |
| 2.3.5 三维荧光光谱(3D-EEM) |
| 2.3.6 凝胶渗透色谱(GPC) |
| 2.3.7 气相色谱-质谱(GC-MS) |
| 第3章 α-Fe_2O_3催化剂微球的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 α-Fe_2O_3催化剂的制备 |
| 3.3 α-Fe_2O_3催化剂的表征及分析 |
| 3.3.1 SEM及TEM分析 |
| 3.3.2 XRD分析 |
| 3.3.3 BET/BJH分析 |
| 3.3.4 合成机理 |
| 3.4 α-Fe_2O_3催化剂的催化活性评价 |
| 3.5 α-Fe_2O_3催化剂重复利用研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 UV/α-Fe_2O_3/PMS对AO7的降解研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 降解机理分析 |
| 4.2.1 UV-vis光谱分析 |
| 4.2.2 ESR鉴定 |
| 4.2.3 降解途径分析 |
| 4.3 影响因素试验 |
| 4.3.1 PMS投加量的影响 |
| 4.3.2 α-Fe_2O_3投加量的影响 |
| 4.3.3 初始pH值的影响 |
| 4.3.4 阴离子的影响 |
| 4.3.5 AO7初始浓度的影响及动力学拟合 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 UV/α-Fe_2O_3/PMS对垃圾渗滤液的降解研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 最佳反应条件的选择 |
| 5.2.1 PMS浓度的影响 |
| 5.2.2 α-Fe_2O_3投加量的影响 |
| 5.2.3 初始pH的影响 |
| 5.3 正交试验 |
| 5.3.1 正交实验的直观分析 |
| 5.3.2 正交试验的方差分析 |
| 5.4 3D-EEM分析 |
| 5.4.1 垃圾渗滤液降解的荧光组分变化 |
| 5.4.2 垃圾渗滤液降解过程中的荧光组分变化 |
| 5.5 GPC分析 |
| 5.6 GCMS及TOC分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文和专利 |
| 致谢 |
（5）ZnO-MgO/Al2O3臭氧催化氧化处理难降解有机废水（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 高级氧化技术概述 |
| 1.2.2 高级催化氧化技术特点 |
| 1.2.3 高级氧化分类 |
| 1.2.4 臭氧催化氧化法 |
| 1.3 本课题研究的意义、目的及内容 |
| 1.3.1 本课题研究的意义及目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 催化剂表征方法 |
| 第三章 催化剂的制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化剂制备条件的研究 |
| 3.2.1 催化剂活性组分种类的影响 |
| 3.2.2 催化剂活性组分负载量的影响 |
| 3.2.3 催化剂干燥温度及时间的影响 |
| 3.2.4 催化剂焙烧温度及时间的影响 |
| 3.3 催化剂的表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧催化氧化处理甲基橙水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 影响因素分析 |
| 4.2.1 甲基橙初始浓度的影响 |
| 4.2.2 臭氧流量的影响 |
| 4.2.3 臭氧浓度的影响 |
| 4.2.4 溶液初始pH值的影响 |
| 4.3 臭氧催化氧化处理甲基橙废水反应动力学及反应机理研究 |
| 4.3.1 臭氧氧化与臭氧催化氧化动力学分析 |
| 4.3.2 臭氧催化氧化反应机理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 臭氧催化氧化处理实际难降解有机废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 化工园区废水 |
| 5.3 制药废水 |
| 5.4 垃圾渗滤液废水 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果及学术论文目录 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（6）混凝-催化臭氧组合工艺处理渗滤液膜滤浓缩液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 渗滤液膜滤浓缩液的产生 |
| 1.1.2 渗滤液膜滤浓缩液的特点 |
| 1.1.3 渗滤液膜滤浓缩液的危害 |
| 1.2 渗滤液浓缩液处理的研究现状 |
| 1.2.1 外运法 |
| 1.2.2 回灌法 |
| 1.2.3 膜蒸馏法 |
| 1.2.4 蒸发法 |
| 1.2.5 高级氧化法 |
| 1.3 混凝沉淀处理技术 |
| 1.3.1 混凝机理 |
| 1.3.2 混凝剂的选择 |
| 1.3.3 混凝沉淀技术在废水处理中的应用 |
| 1.4 臭氧高级氧化技术 |
| 1.4.1 臭氧催化氧化反应机理 |
| 1.4.2 臭氧高级氧化技术在废水处理中的应用 |
| 1.5 课题研究的目的及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 课题研究的主要内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 试验仪器与药品 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 混凝沉淀部分试验方案 |
| 2.2.2 臭氧催化氧化部分试验方案 |
| 2.3 分析检测方法 |
| 2.3.1 常规分析测试项目及分析方法 |
| 2.3.2 X射线衍射分析 |
| 2.3.3 扫面电镜分析 |
| 2.3.4 比表面积及孔径分析 |
| 2.3.5 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.6 UV-vis分析 |
| 2.3.7 分子量分布分析 |
| 2.3.8 三维荧光光谱分析 |
| 2.3.9 气相色谱-质谱联用分析 |
| 3 混凝预处理渗滤液膜滤浓缩液试验研究 |
| 3.1 不同混凝剂投加量对混凝效果的影响 |
| 3.2 pH对混凝效果的影响 |
| 3.3 助凝剂投加量对混凝效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 催化臭氧处理渗滤液膜滤浓缩液试验研究 |
| 4.1 催化剂的制备与表征 |
| 4.1.1 催化剂的制备 |
| 4.1.2 催化剂的表征 |
| 4.2 催化臭氧处理浓缩液试验研究 |
| 4.2.1 不同工艺条件的影响 |
| 4.2.2 初始pH的影响 |
| 4.2.3 臭氧体积流量的影响 |
| 4.2.4 催化剂投加量的影响 |
| 4.3 催化臭氧处理浓缩液动力学分析 |
| 4.4 催化剂稳定性测试 |
| 4.5 催化臭氧处理浓缩液机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 组合工艺处理浓缩液有机物变化分析 |
| 5.1 紫外-可见吸收光谱分析 |
| 5.2 分子量分布分析 |
| 5.3 三维荧光光谱分析 |
| 5.4 气相色谱-质谱分析 |
| 5.5 出水可生化性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与科研成果 |
| 致谢 |
（7）磁性钼钨异质结复合光催化剂的合成及催化机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 半导体光催化技术的研究现状 |
| 1.2.1 光催化的发展进程 |
| 1.2.2 光催化反应的原理 |
| 1.2.3 光催化活性影响因素 |
| 1.2.4 半导体材料MoS_2和WO_3的研究现状 |
| 1.3 磁性半导体异质结材料的构筑及研究现状 |
| 1.3.1 锶铁氧体的结构性能及研究概况 |
| 1.3.2 半导体异质结的类型及研究进展 |
| 1.3.3 复合磁性光催化剂的研究现状 |
| 1.4 论文的研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究技术路线 |
| 2 实验与分析测试方法 |
| 2.1 实验设备 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 结构与性能表征方法 |
| 2.3.1 X射线光谱分析 |
| 2.3.2 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 2.3.3 电子显微技术分析 |
| 2.3.4 X射线光电子能谱分析 |
| 2.3.5 比表面积与孔径分析 |
| 2.3.6 紫外-可见固体漫反射光谱分析 |
| 2.3.7 光致发光光谱分析 |
| 2.3.8 磁学性能分析 |
| 2.4 电化学性能分析 |
| 2.4.1 电化学交流阻抗 |
| 2.4.2 瞬态光电流响应 |
| 2.4.3 循环伏安 |
| 2.5 光催化活性测试分析 |
| 3 p-n异质结MoS_2-SrFe_(12)O_(19)复合磁性光催化剂的合成及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 p-n异质结MoS_2-SrFe_(12)O_(19)磁性复合材料的合成 |
| 3.2.1 磁性基体SrFe_(12)O_(19)的制备 |
| 3.2.2 磁性复合光催化剂MoS_2-SrFe_(12)O_(19)的制备 |
| 3.3 MoS_2-SrFe_(12)O_(19)的结构与性能表征 |
| 3.3.1 物相分析 |
| 3.3.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.3 形貌特征及元素分布 |
| 3.3.4 孔径及比表面积分析 |
| 3.3.5 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 3.3.6 光致发光光谱分析 |
| 3.4 MoS_2-SrFe_(12)O_(19)的电化学特性 |
| 3.4.1 电化学阻抗分析 |
| 3.4.2 瞬态光电流响应 |
| 3.4.3 循环伏安曲线 |
| 3.5 MoS_2-SrFe_(12)O_(19)的光催化活性及催化机理 |
| 3.5.1 光催化活性测试 |
| 3.5.2 磁性能分析 |
| 3.5.3 光催化稳定性实验 |
| 3.5.4 光催化降解过程的动力学 |
| 3.5.5 光催化机理分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 磁性n-n异质结复合光催化剂WO_3-SrFe_(12)O_(19)的制备及表征 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 WO_3-SrFe_(12)O_(19)的制备 |
| 4.2.1 n-type半导体材料WO_3的制备 |
| 4.2.2 磁性复合光催化剂WO_3-SrFe_(12)O_(19)的制备 |
| 4.3 WO_3-SrFe_(12)O_(19)的表征 |
| 4.3.1 晶相结构与红外光谱分析 |
| 4.3.2 X射线光电子能谱分析 |
| 4.3.3 形貌特征及元素分布 |
| 4.3.4 比表面积与孔径分析 |
| 4.3.5 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 4.3.6 光致发光特性 |
| 4.4 WO_3-SrFe_(12)O_(19)复合磁性光催化剂的电化学性能 |
| 4.4.1 电化学阻抗分析 |
| 4.4.2 瞬态光电流响应 |
| 4.5 磁性能及光催化活性分析 |
| 4.5.1 磁性能表征 |
| 4.5.2 光催化性能 |
| 4.5.3 自由基捕获实验 |
| 4.5.4 回收再利用实验 |
| 4.6 WO_3-SrFe_(12)O_(19)光催化机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 Z-scheme型异质结光催化剂MoS_2-WO_3的合成及作用机制 |
| 5.1 MoS_2-WO_3异质结纳米催化剂的合成 |
| 5.2 MoS_2-WO_3异质结纳米催化剂的结构分析 |
| 5.2.1 MoS_2-WO_3晶相结构分析 |
| 5.2.2 MoS_2-WO_3 X射线光电子能谱分析 |
| 5.2.3 MoS_2-WO_3孔径及比表面积分析 |
| 5.2.4 MoS_2-WO_3表面形貌特征分析 |
| 5.2.5 MoS_2-WO_3紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 5.3 复合光催化剂的光电化学特性 |
| 5.3.1 MoS_2-WO_3电化学阻抗分析 |
| 5.3.2 MoS_2-WO_3瞬态光电流响应 |
| 5.4 MoS_2-WO_3的光催化性能及机理 |
| 5.4.1 光催化活性测试 |
| 5.4.2 动力学分析 |
| 5.4.3 活性基团及催化机理分析 |
| 5.4.4 光催化稳定性测试 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 三元复合磁性光催化剂MoS_2-WO_3-SrFe_(12)O_(19)的制备与表征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 MoS_2-WO_3-SrFe_(12)O_(19)三元复合磁性光催化剂的制备 |
| 6.3 MoS_2-WO_3-SrFe_(12)O_(19)的结构性能测试与表征 |
| 6.3.1 物相分析 |
| 6.3.2 X射线光电子能谱分析 |
| 6.3.3 微观形貌特征及元素分布 |
| 6.3.4 比表面积及孔结构分析 |
| 6.3.5 紫外-可见漫反射光谱分析 |
| 6.3.6 PL光谱分析 |
| 6.3.7 磁性能分析 |
| 6.3.8 电化学阻抗分析 |
| 6.3.9 瞬态光电流响应 |
| 6.4 MoS_2-WO_3-SrFe_(12)O_(19)的光催化性能与应用 |
| 6.4.1 光催化性能评价 |
| 6.4.2 捕获剂对光催化活性的影响 |
| 6.4.3 处理老龄垃圾渗滤液 |
| 6.5 MoS_2-WO_3-SrFe_(12)O_(19)的光催化机理分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读博士学位期间申请的专利目录 |
| C.作者在攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| D.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（8）催化臭氧氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液概述 |
| 1.2 准好氧矿化垃圾床处理渗滤液的研究现状 |
| 1.2.1 准好氧矿化垃圾床处理技术 |
| 1.2.2 准好氧矿化垃圾床处理渗滤液技术的发展与不足 |
| 1.3 垃圾渗滤液深度处理工艺 |
| 1.3.1 膜分离法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 高级氧化法 |
| 1.4 催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.1 催化臭氧氧化机理 |
| 1.4.2 催化臭氧氧化技术的影响因素 |
| 1.4.3 催化臭氧氧化法处理废水的应用 |
| 1.5 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目标及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验方法 |
| 2.1 实验水质 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验和分析测试方法 |
| 2.3.1 二氧化锰催化臭氧实验方法 |
| 2.3.2 铁碳/双氧水协同催化臭氧实验方法 |
| 2.3.3 分析测试方法 |
| 第3章 O_3/MnO_2 体系处理SAARB渗滤液尾水 |
| 3.1 O_3/MnO_2体系与单独O_3体系对渗滤液尾水中有机物去除的比较 |
| 3.2 影响因素讨论 |
| 3.2.1 O_3投加量 |
| 3.2.2 MnO_2投加量 |
| 3.2.3 初始pH值 |
| 3.3 溶解性有机物在O_3/MnO_2体系中的去除机理 |
| 3.3.1 特征分子结构分析 |
| 3.3.2 腐殖质结构分析 |
| 3.4 MnO_2的表征分析 |
| 3.4.1 XRD分析 |
| 3.4.2 SEM和 EDS分析 |
| 3.4.3 XPS分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Fe-C/H_2O_2-O_3 体系处理SAARB渗滤液尾水 |
| 4.1 影响因素讨论 |
| 4.1.1 O_3投加量 |
| 4.1.2 铁碳投加量 |
| 4.1.3 H_2O_2投加量 |
| 4.1.4 初始pH值 |
| 4.1.5 反应时间 |
| 4.2 铁离子溶出量及其对有机物的去除分析 |
| 4.3 难降解有机物的转化机制 |
| 4.3.1 可生化性 |
| 4.3.2 紫外-可见光谱 |
| 4.3.3 三维荧光光谱 |
| 4.4 Fe-C/H_2O_2-O_3 体系中铁碳的转化机制 |
| 4.4.1 XRD分析 |
| 4.4.2 SEM和 EDS分析 |
| 4.4.3 XPS分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 两种体系处理SAARB渗滤液尾水中难降解有机物的比较研究 |
| 5.1 两种体系优化条件下COD和UV_(254)变化的比较 |
| 5.1.1 COD和UV_(254)浓度随时间变化比较 |
| 5.1.2 COD和UV_(254)去除率随时间变化比较 |
| 5.1.3 COD和UV_(254)的降解速率比较 |
| 5.1.4 ΔCOD和 ΔUV_(254) 的相关性比较 |
| 5.2 两种体系优化条件下溶解性有机物的转化比较 |
| 5.2.1 可生化性比较 |
| 5.2.2 有机物分子结构变化比较 |
| 5.3 两种体系的催化机理差异化比较 |
| 5.3.1 羟基自由基产生机制的比较 |
| 5.3.2 协同作用机制的比较 |
| 5.4 基于实验优化条件下两种体系的成本比较 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的成果 |
（9）紫外高级氧化法处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 垃圾渗滤液 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液的产生 |
| 1.2.2 垃圾渗滤液的水质特点 |
| 1.2.3 垃圾渗滤液的危害 |
| 1.3 垃圾渗滤液的主要处理工艺 |
| 1.3.1 渗滤液预处理后与城市污水处理厂合处理 |
| 1.3.2 渗滤液回灌处理 |
| 1.3.3 渗滤液人工湿地处理 |
| 1.3.4 渗滤液单独处理 |
| 1.4 准好氧矿化垃圾床处理渗滤液现状 |
| 1.4.1 矿化垃圾性质 |
| 1.4.2 准好氧矿化垃圾床处理渗滤液的研究现状与不足 |
| 1.5 准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水的处理技术现状 |
| 1.6 课题的目的与内容 |
| 1.6.1 论文选题 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验水质 |
| 2.1.2 实验仪器与药品 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 分析方法 |
| 第3章 传统Fenton法处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Fe~(2+)投加量的影响 |
| 3.2.2 H_2O_2 投加量的影响 |
| 3.2.3 初始pH值的影响 |
| 3.2.4 污染物随时间的去除情况 |
| 3.2.5 紫外-可见光谱分析 |
| 3.2.6 三维荧光光谱分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 UV-Fenton体系处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同体系对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2 投加量对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 4.2.3 Fe~(2+)投加量对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 4.2.4 初始pH值对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 4.2.5 自由基的鉴定 |
| 4.2.6 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 紫外辐射H_2O_2与PMS氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 各体系处理渗滤液尾水的情况 |
| 5.2.2 氧化剂投加量对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 5.2.3 初始pH值对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 5.2.4 自由基的鉴定 |
| 5.2.5 紫外-可见光谱分析 |
| 5.2.6 三维荧光光谱分析 |
| 5.2.7 能耗对比分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 紫外联合辐射H_2O_2和PMS处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 各体系处理渗滤液尾水的情况 |
| 6.2.2 PMS投加量对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 6.2.3 初始pH值对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 6.2.4 n(H_2O_2/PMS)对渗滤液尾水有机物去除的影响 |
| 6.2.5 自由基鉴定 |
| 6.2.6 紫外-可见光光谱分析 |
| 6.2.7 三维荧光光谱分析 |
| 6.3 不同技术处理渗滤液尾水结果比较 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 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 |
（10）高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究进展（论文提纲范文）
| 1 高级氧化技术 |
| 1.1 Fenton氧化与类Fenton氧化法 |
| 1.2 臭氧氧化法 |
| 1.3 基于SO4-·的新型氧化法 |
| 1.4 光催化氧化法 |
| 1.5 电化学氧化法 |
| 1.6 超声氧化法 |
| 1.7 过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.7.1 热活化过硫酸盐处理污水技术 |
| 1.7.2 光活化过硫酸盐处理污水技术 |
| 1.7.3 过渡金属活化过硫酸盐处理污水技术 |
| 1.7.4 碱活化过硫酸盐处理污水技术 |
| 2 结语 |
四、UV/Fe~(3+)光催化氧化处理垃圾渗滤液（论文参考文献）
- [1]高级氧化技术降解垃圾渗滤液研究进展[J]. 朱新良,童祯恭,李俊,刘占孟. 现代化工, 2021(05)
- [2]活化过硫酸盐降解苯醚甲环唑的研究[D]. 赵佳. 河北工程大学, 2020(04)
- [3]水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究[D]. 邓冬莉. 西南大学, 2020(05)
- [4]α-Fe2O3砂芯微球制备及紫外辅助下活化PMS降解有机污染物的研究[D]. 李强. 安徽工程大学, 2020(04)
- [5]ZnO-MgO/Al2O3臭氧催化氧化处理难降解有机废水[D]. 赵洪军. 北京化工大学, 2020(02)
- [6]混凝-催化臭氧组合工艺处理渗滤液膜滤浓缩液的研究[D]. 袁鹏飞. 郑州大学, 2020(02)
- [7]磁性钼钨异质结复合光催化剂的合成及催化机理研究[D]. 芦媛. 重庆大学, 2020(02)
- [8]催化臭氧氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物[D]. 邓禺南. 西南交通大学, 2020(07)
- [9]紫外高级氧化法处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水的研究[D]. 冯梅. 西南交通大学, 2019(03)
- [10]高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究进展[J]. 占鹏,孙微. 江西化工, 2018(06)