一、含酚废水的超声降解研究进展（论文文献综述）
申子瑞[1]（2021）在《热、碱热、Fe（Ⅱ）/热激活过硫酸钠降解水中苯酚的对比研究》文中研究说明酚类化合物是一种重要的化工原料,对人体和生态系统的毒害很大,随着工业的快速发展,导致大量含酚废水的产生,有必要找到高效去除废水中酚类污染物的方法。过硫酸盐(S2O82-)具有溶解性高、稳定性好等优点,可通过热、碱和过渡金属离子等方式激发产生氧化性更强的自由基,从而更好地氧化降解有机污染物,被广泛应用于废水治理。热活化是一种高效的过硫酸盐活化方式,大多数情况下升高温度可以加速反应进程;此外,两种或者多种方式联合活化过硫酸盐能够产生更多的活性自由基,从而加速反应进行。本论文选用酚类化合物中毒性最高的苯酚为目标污染物,分别研究了热活化、碱热联合、Fe（Ⅱ）/热联合活化过硫酸钠（PS）对水溶液中苯酚的降解效果。1.采用传统的热活化PS降解水相中苯酚,结果表明热活化PS体系中苯酚的降解速率随反应温度（20℃～60℃）、PS浓度（10 mmol/L～50 mmol/L）的升高而增加;热活化PS体系中苯酚的降解速率随pH（pH=3～13）的上升呈现先增加再减少而后又增加的变化趋势;对不同pH条件下活性自由基进行鉴定,确定在pH=5～11范围内体系中的硫酸根自由基（SO4-·）和羟基自由基（·OH）均对苯酚降解起到了重要作用,而在pH=13体系中SO4-·、·OH作用减弱,体系中存在超氧自由基（O2-·）,并且该条件下酚类化合物能够还原过硫酸钠共同提高苯酚的降解率。水体中腐殖酸会抑制苯酚降解。2.采用碱热联合活化PS降解水相中苯酚,结果表明碱热联合活化PS对苯酚的降解效果优于单一碱活化或热活化。反应80 min后,碱热联合活化PS对苯酚的去除率可达98.59%,与单一碱活化和热活化相比,去除率分别提高了82.15%和47.23%;苯酚的降解速率随PS浓度（10 mmol/L～50 mmol/L）、Na OH浓度（0.1mol/L～1.5 mol/L）、反应温度（20℃～60℃）的升高而增加;苯酚的降解同样因腐殖酸的存在而受到抑制。3.采用Fe（Ⅱ）/热联合活化PS降解水相中苯酚,结果表明PS与Fe2+的最佳摩尔比为1:1,苯酚降解率随PS与Fe2+浓度的增加而增加。PS与Fe2+投加量为5 mmol/L时,反应90 min,苯酚降解率高达89.44%;升高温度或降低pH值均有利于降解率提高;自由基淬灭实验和电子顺磁共振（EPR）实验确定了体系中存在的活性自由基为SO4-·和·OH;腐殖酸加入对苯酚的去除有一定的促进作用;Fe（Ⅱ）/热联合活化PS降解苯酚的效果优于碱热联合活化,反应40 min后,Fe（Ⅱ）/热联合活化PS体系对苯酚的去除率可达94.57%,与碱热联合活化PS相比,去除率高15.47%。
王诗雨[2]（2021）在《生物质复合催化剂的制备及其光催化性能研究》文中研究表明开发与利用生物质资源,可有效解决能源危机和环境问题。本文以微晶纤维素（MCC）为原料,采用硫酸水解法制备了纳米微晶纤维素（NCC）,以得率、粒径分布、电位值为评价目标优化了酸解过程的反应条件。得出硫酸法制备NCC的最佳制备工艺为:MCC:H2SO4=1:15,硫酸浓度为58 wt%,反应时间为90 min,反应温度为50℃,此条件下NCC得率为64.97%,电位绝对值为14.84 m V,平均粒径为334.52 nm。NCC的结晶结构为纤维素Ⅰ型。采用Hummers法制备氧化石墨烯（GO）,制备NCC-GO和NCC-r GO复合材料。此外,以NCC为基材,采用一步水热法及冷冻干燥手段,逐步进行了Ti O2/NCC、N-Ti O2/NCC、N-Ti O2/NCC-r GO复合材料的制备,并以苯酚为目标污染物进行光催化性能考察。在筛选苯酚溶液降解反应条件的基础上,进行了复合材料的结构表征及性能研究,结果表明:降解过程中的温度、光照强度、灯带功率等均会对反应结果产生较大影响,在蓝光光照180 min,0.1 g催化剂加量,0.025 g/L苯酚初始浓度的反应条件下可达到最佳的反应性能;生物质复合材料的制备对Ti O2的晶型结构未产生影响,仍以结晶度较高的锐钛矿型存在,且较Ti O2的可见光催化性能有较大提高;Ti O2/NCC 0.5可达到37.82%的苯酚降解率;N 0.6-Ti O2/NCC可达到55.43%的降解率;N-Ti O2/NCC-r GO0.05可达到77.3%的降解率;N-Ti O2/NCC-r GO的禁带宽度为2.91e V,吸收边带为444nm。为了进一步研究Cu2+的负载对催化剂结构及性能的影响,采用浸渍法和水热法两种负载方法制备了Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO和Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO,XRD表征前者为离子型负载,后者有单质铜及Cu2O的生成。Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO和Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO的禁带宽度分别为2.80 e V和2.89 e V,吸收边带分别为482 nm和459nm。考察了负载量对催化剂结构和性能的影响,10%Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO的比表面积为87.42 m2·g-1,孔容为0.37 cm3·g-1,平均孔径为13.83 nm;Cu（1）/N-Ti O2/NCC-r GO的降解率最高可达78.91%,Cu（2）/N-Ti O2/NCC-r GO的降解率最高可达75.08%,降解率与负载前相差不大,但Cu2+的负载大大缩短了反应时间。
孙凯龙[3]（2021）在《二维卤氧化铋光催化剂的可控制备及其酚类污染物降解性能研究》文中研究指明陕北地区煤炭资源丰富,依托煤资源发展的兰炭等产业更是成为了陕北地区经济的支柱型产业,而该过程产生的含酚废水因有毒有害成分多、浓度大对淡水资源安全性造成威胁。相比传统的酚类废水处理方法,光催化氧化技术具有低成本、反应条件温和以及反应相对彻底等优点,通过光催化技术实现对废水中有害酚类物质的降解去除成为环境与催化领域的热点课题。本论文主要通过可控制备二维卤氧化铋基光催化剂,对模拟含酚废水进行降解处理。采用组分调控、过渡金属磷化物（TMPs）负载、氧空位修饰等改性手段强化卤氧化铋基材料的催化活性;结合表面光谱技术、光电化学技术和实验测试等手段,揭示改性体系的多效协同活性增强机制和催化反应机理。具体研究内容如下:（1）基于卤氧化铋卤素种类和化学计量比的组分调控策略,制备了具有相同二维纳米片结构的Bi OCl、Bi OBr、Bi OI、Bi4O5Br2、Bi24O31Br10和Bi3O4Br光催化剂。结果表明,催化剂化学组成可以显着影响卤氧化铋材料的吸光范围、氧化还原电势及电荷分离特性,进而影响其光催化活性。其中,Bi4O5Br2和Bi3O4Br由于具有相对较窄的禁带宽度、较高的氧化能力和良好的电荷分离性能,表现出更优的可见光催化降解双酚A性能。（2）采用液相组装法制备得到系列不同浓度的TMPs/Bi4O5Br2（TMPs:Ni2P,Co2P,Ni Co P）复合光催化材料,可有效增强催化剂对双酚A、苯酚、对硝基苯酚等含酚废水的氧化降解效率。其中,15%Ni Co P/Bi4O5Br2复合样在可见光下反应60 min可实现对双酚A 86.1%的降解率,其反应速率较Bi4O5Br2提高了3.11倍。研究发现,TMPs的负载可显着增强催化剂的光吸收和电荷分离效率;此外,通过捕获实验、ESR测试和NBT降解实验证明单体Bi4O5Br2在反应中的主要活性物种是光生空穴（h+）,而TMPs/Bi4O5Br2复合体系的活性物种为h+和超氧自由基（·O2-）,且浓度较之单体明显增大;结合能带结构和XPS电荷转移分析表明TMPs/Bi4O5Br2具有Z型电荷传输机制。因此,利用TMPs的多功能促进作用:拓宽光利用范围、增强光生电荷分离利用效率、提高氧化活性物种浓度,可实现光催化剂反应活性的有效增强。（3）为强化含酚废水有氧氧化降解过程中氧气的活化和利用效率,采用水热法并利用丙三醇（GLY）和聚乙烯吡咯烷酮（PVP）作为表面活性剂,制备出含不同氧空位（OVs）浓度的Bi3O4Br-OVs光催化剂,并进一步负载过渡金属磷化物得到Ni2P/Bi3O4Br-OVs复合体系,利用Ni2P与氧空位的协同效应增强材料的光催化活性。其主要作用机制如下:（1）氧空位的引入可减小Bi3O4Br的带隙能,Ni2P拓宽了复合材料的光谱响应范围,二者的协同作用使复合催化剂对可见光的吸收利用率提高;（2）氧空位的缺陷能级可作为电子捕获中心有效抑制光生电荷复合,而Ni2P/Bi3O4Br-OVs复合体系形成的Z型电荷传输机制更有利于促进体系电荷分离,从而提高催化剂光生电子和空穴的利用效率;（3）氧空位和Ni2P均可作为氧气活化位点,形成“双路径”·O2-生成,结合Z型电荷分离机制,极大促进·O2-和h+氧化活性物种浓度,协同增强催化剂对酚类污染物的可见光降解效率。
王玉军[4]（2021）在《含酚废水协同萃取剂的筛选与脱酚工艺优化控制的研究》文中进行了进一步梳理随着中国能源安全问题的日趋重要,清洁生产成为社会发展的需要,目前新型化工产业开始倾向生产洁净能源。但是化学工业产生的含酚废水杂质含量大、组成成分复杂,有机物含量和化学需氧量高、生化性能差,不达标排放会破坏环境和危害人类健康。含酚废水中包括大量的挥发性单元酚和不挥发多元酚,这些物质的降解与回收不易。针对多元酚脱除率低的问题,本文对煤气化废水中酚类物质的脱除展开了萃取剂筛选、流程模拟、动态控制一体化的废水脱酚处理工艺的研究。首先,运用分子模拟的方法计算单一萃取剂与酚的相互作用。采用Gaussian软件分别计算了甲基异丁基酮（MIBK）、甲基丙基酮（MPK）、甲基异丙基酮（MIPK）、甲基戊烯酮、正丁醇、仲丁醇、正戊醇、异戊醇与酚的相互作用能,通过构型优化、频率分析、原子拓扑分析（AIM）、自然键轨道（NBO）分析,解析萃取的本质和机理,筛选出新型的酮类萃取剂和辅助萃取剂。结果表明甲基戊烯酮与苯酚、邻苯二酚的作用力最大为-45.86 k J·mol-1、-35.96 k J·mol-1,MPK次之。正戊醇与苯酚相互作用能最大,为-29.67 k J·mol-1。萃取机理结果表明萃取剂与酚之间主要以氢键形式结合,静电作用、氢键强度和稳定化能大小为甲基戊烯酮>MPK>MIPK>MIBK。通过分子模拟的方法进行协同萃取剂与酚的相互作用计算与分析。采用Gaussian软件计算了MIBK、MPK、MIPK、甲基戊烯酮分别和正戊醇作为协同萃取剂与酚类、水的相互作用,进行了非共价键作用（NCI）的分析,研究了协同萃取机理,确定最佳协同萃取溶剂。结果表明甲基戊烯酮+正戊醇与苯酚、邻苯二酚的相互作用能最大,分别为-46.13 k J·mol-1、-43.13 k J·mol-1,并且与水相互作用能差值的绝对值最大,为-14.30 k J·mol-1、-11.30 k J·mol-1。萃取机理分析结果表明酮分子的O和酚分子的-OH以及酚的O和正戊醇的-OH以氢键形式结合,氢键作用来自O的第二孤对电子与O-H反键σ轨道之间,协同萃取剂的静电作用、氢键强度、稳定化能高于单一萃取剂。结果预测甲基戊烯酮+正戊醇在保证单元酚的萃取基础之上提高多元酚的萃取效果。建立了甲基戊烯酮和正戊醇协同萃取脱酚工艺流程,采用Aspen Plus对全流程进行了模拟优化,验证了萃取剂性能。并以年度总费用（TAC）为目标确定了流程的最优参数。萃取塔模拟结果表明甲基戊烯酮与正戊醇的配比为6:4,相比为1:12.92,萃取级数为4。以TAC为目标对溶剂回收塔、汽提塔进行参数优化后TAC最小为1953（1000$/year）,模拟结果显示苯酚、邻苯二酚的脱除率分别达到了99.95%、97.97%,总酚浓度由6499 mg/L降到了56 mg/L。相同萃取剂用量下,协同萃取剂与甲基戊烯酮单一萃取剂相比邻苯二酚的脱除率提高了16.71%,与正戊醇单一萃取剂相比邻苯二酚的脱除率提高了28.65%。此外,协同萃取时补加的新鲜萃取剂用量仅为0.95 kg/h,具有萃取剂用量少的优势。最后,采用Aspen dynamics对协同萃取脱酚流程进行了动态控制分析,考察了在±10%进料流量和±5%组成扰动下动态控制效果,结果表明采用的基础控制方案可使干扰下的过程运行能够较快恢复稳定值,控制器表现出了良好的抗干扰性,控制方案有效,萃取脱酚工艺的装置能够安全、平稳的运行。
姜北[5]（2020）在《生物炭-EMBR组合系统处理含酚废水效能及机制研究》文中研究说明辽宁某钢厂焦化废水处理工艺的膜生物反应器（MBR）出水COD较高且不稳定,严重影响了后续的废水深度处理效果,增加了企业的环保设施改造和运行成本,主要是难降解有机物引发的含酚废水处理效能降低和膜污染加剧。近年来,电场膜生物反应器（Electric field attached MBR,EMBR）在减缓膜污染和提升废水处理效率方面显示出潜在优势,另外生物炭因具有吸附解吸、催化氧化、电子交换能力等,在废水处理领域具有巨大的应用前景。针对含酚废水处理领域存在的实际工程问题,本文开发出了一种新型生物炭-EMBR组合系统,优化了其用于处理含酚废水的电场强度和生物炭添加量等关键运行参数,分析了组合系统中生物炭吸附、电催化和生物降解的协同作用,考察了关键酶活性、混合液性质、膜表面特性及微生物群落结构的变化规律,解析了其处理实际含酚废水的强化机制和减缓膜污染机制。首先,对生物炭-EMBR组合系统的关键运行参数电场强度和生物炭添加量进行优化,并分析了关键酶活性、ATP含量和膜污染情况,结果表明当电场强度0.8 V/cm和生物炭添加量4 g/L时,组合系统对苯酚降解效率可达到100%,其显着大于生物炭吸附去除和单独EMBR降解效率之和（4.21%+88.62%=92.83%）,主要归因于关键酶活性和ATP含量的增加。说明组合系统中存在电催化降解、生物炭吸附、生物降解间的耦合协同作用。在最优运行条件下,考察了组合系统对高浓度苯酚废水的处理效果及膜污染情况。结果表明,相比于传统MBR,组合系统在8 h内对2000 mg/L苯酚的降解效率可达98%,且跨膜压差（TMP）平均增长率降低53.33%,说明组合系统具有高效苯酚废水降解效能并显着减缓膜污染。在此基础上,针对实际含酚废水毒性大和难降解的特性,将组合系统应用于实际含酚废水处理并考察了实际含酚废水处理效果和膜污染减缓情况。结果表明,与传统MBR相比,组合系统中苯酚、邻甲酚、间甲酚、对甲酚和COD降解效率分别提高了22.24%、31.16%、19.62%、20.16%和32.94%,且TMP平均增长率降低了54.67%。利用高通量测序分析组合系统中微生物群落结构动态变化,分析表明,与传统MBR相比,组合系统中微生物丰富度提高、多样性和均匀性降低,酚类降解优势菌Pseudomonas、Sphingobium和Stenotrophomonas的相对丰度分别提高了14.22%、5.9%和2.75%。具有多糖类降解功能的优势菌Phaselicystis和Brevundimonas相对丰度分别提高了2.22%和0.41%。参与生物膜形成的优势菌Acinetobacter的相对丰度降低了7.49%。通过考察组合系统混合液中活性污泥特性、H2O2含量变化及溶解性微生物代谢产物（SMP）和胞外聚合物（EPS）的消减规律,分析了混合液性质变化对膜污染减缓的机制。结果表明,与传统MBR相比,组合系统中MLSS升高、SVI降低、污泥粘度降低、污泥粒径增大,有效改善了活性污泥特性。Zeta电位绝对值显着升高,增强了膜污染物与阴极膜间的静电斥力,且H2O2平均产量为0.33 mg/L,可原位去除膜污染物（传统MBR未产生H2O2）。同时,与传统MBR相比,SMP和EPS含量显着消减,其中SMP的蛋白（PN）和多糖（PS）含量及PN/PS分别下降了60.83%、40.23%和35.84%,EPS的PN和PS含量及PN/PS分别下降了32.80%、23.74%和10.34%。利用三维荧光光谱（3D-EEM）和红外光谱（FTIR）分析了SMP和EPS的荧光组分和官能团的变化,结果表明SMP和EPS中的色氨酸蛋白类和腐殖酸类荧光强度显着降低,且与蛋白、多糖、脂类、核酸以及芳香类化合物等相关的官能团伸缩振动峰比传统MBR有所减弱。对膜表面Zeta电位绝对值、泥饼层重量和EPS消减规律的分析表明,与传统MBR相比,膜污染物与阴极膜间的静电斥力增强,泥饼层重量减轻且EPS的PN和PS含量及PN/PS分别下降了45.35%、23.94%和28.33%。同时,利用高通量测序分析膜表面的微生物群落动态变化。结果表明,组合系统中膜表面的微生物丰富度提高、多样性和均匀性降低,群落结构比传统MBR更加稳定。相比于传统MBR而言,组合系统膜表面上具有酚类降解功能的优势菌Pseudomonas、Comamonas、Simplicispira、Acidovorax相对丰度分别提高了9.78%、1.99%、0.88%和0.33%。产生EPS、参与生物膜形成的优势菌Luteococcus、Taibaiella、Acinetobacter相对丰度分别下降了2.31%、2.40%、8.74%。
刘密雨[6]（2020）在《基于片状Bi2WO6的改性设计及其光降解酚类废水的研究》文中研究表明随着社会的高速发展,环境污染问题和能源短缺问题接踵而至,人们迫切寻求一种既能节省能源又能够有效解决环境污染问题的方法。与传统的解决环境污染问题的技术相比,光催化技术是一种借助于自然界中丰富的太阳能来解决污染问题的绿色技术。在众多光催化剂中,Bi2WO6因其光催化效率高,稳定性好且无毒的性质引起研究者们的广泛关注。在本文中以Bi2WO6为基础,研究Bi2WO6的半导体负载改性方法对光降解酚类污染物废水的影响,讨论了改性光催化剂对于降解酚类污染物的光催化作用机制。通过构建不同类型的Z型异质结方案达到抑制光催化剂的光生电子和空穴复合的目的,提高催化剂的光催化性能。具体研究内容如下:（1）以Bi2WO6为基体,通过水热法和浸渍煅烧法合成CuO/CNT/Bi2WO6,研究CuO和Bi2WO6比例不同时对酚的光降解性能的影响,结果得出3%CuO/CNT/Bi2WO6对酚的降解效果最好。通过对材料的微观形貌,光学特性及光催化机制进行分析,结果表明掺杂CuO和CNT后Bi2WO6的光吸收范围变广。碳纳米管连接两半导体形成的夹层结构可以构成介导的Z型异质结,这种结构降低了光生电子和空穴的复合率,使Bi2WO6的光生空穴更易于发挥作用。在H2O2的协同作用下CuO/CNT/Bi2WO6降解苯酚可达到93%。（2）以Bi2WO6为基体,通过水热法和煅烧法结合制备出多孔片状ZnO/Bi2WO6,测试不同质量比的催化剂对酚类降解性能的影响,通过比较降解率得出结论质量比为（1:1）ZnO/Bi2WO6对苯酚的降解率可以达到99.3%。本文研究了催化剂的形貌,光学性质和元素之间的相互作用,可以得出结论ZnO和Bi2WO6之间通过Zn-O-W键结合形成Z型异质结结构,保留了ZnO的导带电位和Bi2WO6的价带空穴。其中ZnO/Bi2WO6大片状结构暴露了更多的活性位点并且缩短了光生空穴和电子的传输路径,使光生空穴和电子更有效的参与氧化还原反应。（3）以Bi2WO6为基体,通过两步煅烧法和水热法结合合成不同摩尔比的ZnTiO3/Bi2WO6光催化剂。通过研究其形貌及元素相互作用,可以看出ZnTiO3/Bi2WO6是由许多团簇状小片附着在四方大片上构成的结构,这种紧密结合的结构可以形成一个个小的异质结有效地分离光生载流子。通过改变加入的ZnTiO3摩尔比的不同来测试降解苯酚的最佳比例,摩尔比为（1.5:1）性。通过猝灭剂实验推理得出ZnTiO3/Bi2WO6的光催化降解机理为Z型异质结机理。本研究致力于以Bi2WO6为基底进行半导体的改性以构成Z型异质结提升其光催化氧化还原能力,并进一步揭示了光催化剂的形貌,能带结构对光催化降解酚类废水的影响,为治理环境污染和有效利用能源提供了可行性方案。
徐婷婷[7]（2020）在《绿色纳米铁/H2O2的类芬顿法降解间甲酚和双酚A》文中提出随着现代工业的高速发展,酚类有机物不可避免地被大量排放到水环境中已成为最严重的污染源之一。双酚A（BPA）等内分泌干扰物（EDC）作为新一代环境污染物,可能会干扰激素和稳态功能,从而对人体内分泌系统造成不利影响。高级氧化法广泛用于废水中难降解有机物的去除,其中芬顿法是应用最广泛,最有效的方法之一。但传统芬顿法p H适用范围窄（p H2-5）、产生铁泥量大等缺点,使其应用受到限制。近些年,采用非均相类芬顿技术替代Fe2+盐作为催化剂,因而受到关注。其中纳米铁特别是零价铁材料,由于其较高的反应活性被广泛的应用于水体污染修复领域。利用葡萄籽提取液合成绿色纳米铁颗粒（Fe-NPs）,作为类芬顿体系的催化剂,分别降解水中的间甲酚和BPA。并对其反应前后的样品进行扫描电镜（SEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）和X射线衍射（XRD）表征分析。考察温度、p H、间甲酚或BPA初始浓度、Fe-NPs和H2O2加入量对降解的影响,并研究其动力学、热力学和反应机理。为进一步提高降解效率,制备了铁铈双金属纳米颗粒（Fe/Ce-NPs）,并对其降解BPA进行研究。SEM显示,制备的Fe-NPs大小分布均匀,粒径约为50-100 nm。反应前近球状的Fe-NPs较少粘连,反应后腐蚀聚集。FTIR和XRD图谱表明,Fe-NPs的结构可能是以Fe0为核心,铁（氢）氧化物包裹的核壳,颗粒表面覆盖的有机物可以起到分散和稳定的作用,使得Fe-NPs保持良好的反应活性。采用绿色Fe-NPs/H2O2的非均相类芬顿法降解间甲酚,溶液初始p H（6.51）、Fe-NPs加入量0.30 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反应温度308.15 K、间甲酚初始浓度100 mg/L、反应90 min,间甲酚的降解率达到95.75%。伪一级（R12=0.9893-0.9954）和伪二级（R22=0.9264-0.9974）动力学模型均能有效拟合间甲酚的降解过程,表明绿色Fe-NPs/H2O2降解间甲酚包括快速的吸附和同时发生的氧化降解过程。降解活化能为108.26 k J/mol,是一个表面控制的反应。热力学分析表明间甲酚的类芬顿降解是个自发过程,温度升高对吸附有利。标准熵变均为正值,溶液界面的自由度增加。采用绿色Fe-NPs/H2O2的非均相类芬顿法降解BPA,溶液初始p H（6.90）、Fe-NPs加入量0.30 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反应温度308.15 K,BPA初始浓度25 mg/L、反应150 min,BPA的降解率达到96.39%。伪一级（R12=0.9959-0.9994）和伪二级（R22=0.9255-0.9959）动力学模型均能有效拟合BPA的降解过程,表明Fe-NPs/H2O2降解BPA包括快速的吸附和同时发生的氧化降解过程。降解的活化能为128.77 k J/mol,是一个表面控制的反应。热力学分析表明BPA的类芬顿降解是个自发过程,温度升高对吸附有利。标准熵变均为正值,溶液界面的自由度增加。利用液相色谱/质谱（LC/MS）联用技术检测到BPA降解过程中的10种主要中间产物,并提出了两种可能的降解途径。采用Fe/Ce-NPs/H2O2的非均相类芬顿法降解BPA,利用稀土金属铈对Fe-NPs改性,综合考虑经济性和降解效率后铁铈摩尔比例选为6:1。溶液初始p H（6.90）、Fe/Ce-NPs加入量0.43 g/L、10 m L 30wt%H2O2、反应温度308.15K,BPA初始浓度25 mg/L、反应90 min,BPA的降解率达到97.90%。与上个实验相比反应时间缩短了60 min,降解效率也有所提高。伪一级（R12=0.9906-0.9989）和伪二级（R12=0.9446-0.9937）动力学模型均能有效拟合BPA的降解过程,表明Fe/Ce-NPs/H2O2降解BPA包括快速的吸附和同时发生的氧化降解过程。降解的活化能为89.23 k J/mol,是一个表面控制的反应。活化能降低了39.54 k J/mol,反应更易发生。热力学分析表明Fe/Ce-NPs对BPA的降解是个自发过程,温度升高对吸附有利。标准焓变的计算值为182.20k J/mol,是吸热反应。降解过程中熵增加,使溶液界面的自由度增加。本研究中制备的绿色Fe-NPs和Fe/Ce-NPs在p H为3.00～11.00较宽的范围内,间甲酚和BPA都保持80%以上去除效率,拓宽了类芬顿处理含酚废水中的p H范围。
李龙祥[8]（2021）在《筛板萃取塔预处理含苯酚废水的流体力学与传质特性研究》文中指出高浓度含酚废水毒性大、难降解、工业排放量大、处理难度高,目前主要采用先溶剂萃取预处理,后续再进一步生化处理的方法。工业含酚废水萃取脱酚装置主要使用筛板萃取塔。其具有结构简单,占地面积小,生产能力大等优点。但筛板萃取塔内液液两相流动和传质过程十分复杂,缺乏可靠的数学模型对筛板萃取塔进行设计和工业放大,且操作全凭经验。本文在萃取塔中引入了脉冲来提高液液相间传质性能,系统研究了两相流速、脉冲强度等操作条件对塔内苯酚萃取过程中两相流体力学行为、相际间传质性能的影响规律。以期为萃取塔的操作优化、设计与放大、含酚废水处理单元的升级改造提供理论依据与数据支持。主要结论如下:（1）通过溶剂萃取实验对废水中的苯酚进行萃取分离,系统考察了含酚废水的温度、pH值、萃取剂种类、萃取剂浓度对苯酚萃取效果的影响,探究了 pH值对分相时间的影响及不同萃取剂的萃取饱和容量。确定了苯酚最佳萃取体系为:常压常温（25℃）下,以20vol%TBP+80vol%煤油作为萃取油相,控制含苯酚废水（水相）的初始pH值在3～5之间。通过改变油水萃取相比,获取苯酚在两相中的平衡浓度数据,建立了该萃取体系条件下苯酚萃取热力学模型。（2）采用最佳萃取体系研究了萃取塔萃取苯酚过程中的两相流体力学。以20vol%TBP+80vol%煤油（油相）作为分散相,含苯酚废水（水相）作为连续相进行实验,结果发现:分散相持液量xd随两相流速的增加而增大,分散相流速对xd的影响大于连续相流速;xd随脉冲强度的增大,先减小后增大,进一步建立了xd的预测模型,平均相对误差为7.61%。滑移速度Vslip随分散相流速的增加而增加,随连续相流速的增加略有减小;Vslip随脉冲强度的增加,先增大后减小,建立了Vslip的预测模型,平均相对误差为3.40%。特征速度V0随脉冲强度的增大,先增大后减小,建立了V0的预测模型,平均相对误差为2.58%。两相流速对液滴平均直径d32无明显影响,d32随脉冲强度的增大逐渐减小,建立了d32的预测模型,平均相对误差为4.66%。两相流速对液滴直径分布无明显影响;随着脉冲强度的增大,液滴直径分布逐渐变窄,波峰趋于单一且向直径较小区域移动;采用Weibull函数可对该塔液滴直径的累积概率分布进行良好预测。建立了 Weibull函数中α和β两个参数的预测模型,平均相对误差分别为1.66%、10.87%。（3）采用最佳萃取体系研究了萃取塔内苯酚在两相间的传质规律。萃取进行至20分钟时,塔内两相达到稳定的萃取平衡状态。无脉冲及有脉冲条件下,总传质系数koc均随两相流速的增加而降低;随脉冲强度的增加,koc先增大后减小;建立了koc的预测模型,平均相对误差为7.49%。传质单元高度Hoc随分散相流速的增加而减小,随连续相流速的增加而增大;随脉冲强度的增加,先增大后减小;随着脉冲强度逐渐增大至0.0126m/s,传质单元高度Hoc的值逐渐减小,继续增大脉冲强度,传质性能逐渐提高;进一步建立了Hoc的预测模型,平均相对误差为8.00%。苯酚萃取效率随分散相流速的增加而增大,随连续相流速的增加而减小;随脉冲强度的增大,先减小后增大。在苯酚最佳萃取体系条件下,当Af=0.02686m/s,连续相流速Vc=8.495×10-3m/s,分散相流速Vd=2.124×10-3m/s时,萃取效率可达98.8%。
修语晨[9]（2020）在《光催化耦合微生物膜法处理含酚污染物研究》文中研究指明当前由于科学技术和工业生产的飞速发展,工业或者生活废水排入到水体环境中会造成污染,环境污染问题形势愈发严峻,其中含酚废水为难降解有机污染物。而对于传统的水处理方法已经不能高效便捷的处理含酚废水,比如光催化剂分散易脱离、利用效率低、不易回收等缺陷。所以,寻找出一种能有效方便的处理酚类污染物方法尤为重要。因此,对于以上问题,本文提出一种新方法技术来处理含酚废水,即光催化耦合微生物膜法。此方法为将制备好的两种光催化剂,即二氧化钛光催化剂（Ti O2）和黑色二氧化钛光催化剂（B-Ti O2）分别负载到预处理过的玻璃纤维布（GFC）上。再将负载了光催化剂的玻璃纤维布投入到微生物反应池中,通过对微生物的培养和驯化,使一定量的微生物膜生长在玻璃纤维布上。之后采用玉米秸秆为原料,通过高温碳化制备了生物质炭吸附剂,用于和B-Ti O2光催化剂一同负载在玻璃纤维布上,实现光催化耦合微生物膜加吸附剂的三项功能耦合体系,更加高效地处理含酚废水。使两种体系分别在光源为紫外光和可见光的条件下进行降解,研究其降解效果的变化。这种新型工艺用于含酚废水的处理表现出了良好效果,解决了上述传统光催化处理含酚废水的不足。对耦合体系进行降解性能的分析,主要从以下两个方面进行实验结果的分析:（1）通过水热法制备了片状的白色Ti O2光催化剂。当使用Ti O2/GFC耦合微生物体系时,最佳光源选用紫外光、最佳有效深度为0.5 cm、最适宜的p H为7、最适宜载体量为30%。在最优条件下的实验中,选用浓度为100 mg/L的苯酚和浓度为20 mg/L的2,4,6-三氯酚（2,4,6-TCP）为目标污染物。以苯酚为污染物时,反应时间为5 h时,降解率为77.74%,COD去除率为96.71%;以2,4,6-TCP为污染物时,反应时间为6 h时,降解率为68.8%,COD去除率为79.45%。且进行了循环稳定性试验证明该体系可循环利用。并且提出了光催化耦合微生物机理与降解动力学。（2）通过高温煅烧制备了B-Ti O2光催化剂。将吸附剂和光催化剂同时粘结到玻璃纤维布上,并投入微生物反应器,使其生长微生物膜。本实验最适宜的p H为7、最优载体量为30%、可见光为光源、最佳有效深度为0.5 cm。所降解的酚类污染物为20 mg/L和100 mg/L的苯酚时,降解5 h后,降解率最高达到99.2%和95.7%。降解酚类污染物为20 mg/L的2,4,6-TCP时,降解5 h后,降解率最高达到84.6%。并且经过四次循环稳定性实验后,光催化耦合微生物加吸附体系的对酚类污染物仍然有优异的稳定性,证明耦合体系对酚类污染物的降解有着协同作用,可循环利用,有效地节约了成本。并且之后提出了光催化耦合微生物机理与降解动力学。
谭光州[10]（2019）在《磁场强化和催化剂改性对芬顿反应处理含酚废水的影响》文中提出随着工业的快速发展,酚类物质被广泛应用于各行各业。大量排放的含酚废水会污染到各类淡水流域包括地下水等,威胁地球上生物的生存。由于酚类废水可生化性差,目前多采用高级氧化方式。芬顿法是近年来广泛采用的高级氧化技术,具有氧化能力强、操作方便、反应迅速、反应条件温和、反应特性强等优点。然而普通Fenton法存在催化剂利用率低、pH适用范围窄、处理成本较高等问题。据报道,磁场对自由基有明显作用,磁强化芬顿反应可以一定程度改善传统芬顿法的缺陷;此外,表面经过修饰改性的催化材料较未改性的催化剂有着更好的降解效果和稳定性,可以推测在磁场强强化芬顿体系中采用改性催化材料能够多层次提高体系对污染物的氧化能力。本课题以配制好的对苯二酚模拟废水为目标废水,对三种传统催化材料（FeSO4粉末、还原铁粉、Fe3O4颗粒）进行单变量因素实验、正交实验、磁化实验,可以得出三个体系最佳反应条件分别为:pH为3、H2O2投加量为1.0mL、FeSO4·7H2O投加量为100mg反应时间为10min;pH为3、H2O2投加量为0.35mL、Fe单质投加量为80mg、反应时间为30min;pH为3、H2O2投加量为0.6mL、Fe3O4投加量为180mg、反应时间为30min。三种催化剂最适磁感应强度分别为20.92mT、20.92mT、12.53mT,磁场对Fe3O4的强化效果最明显。制备纳米Fe3O4颗粒并采用TMAH和EDTA对其进行表面修饰,考察催化剂改性前后的效果以及稳定性,并对实际废水进行应用,可以知道纳米Fe3O4经过TMAH和EDTA共同修饰后,颗粒粒径在10-15nm之间,团聚现象减少,分散性提高;改性催化剂构成的类Fenton体系的最佳条件参数为pH为3.5、改性催化剂投加量为150mg、H2O2投加量为0.5mL、反应时间为30min;5种催化剂最佳磁感应强度均为12.53mT,5#Fe3O4的磁场强化效果最好,经过8次循环使用后,循环使用稳定性最高;处理实际废水时整体的去除效果次序规律是5#Fe3O4磁后>Fe3O4磁后>5#Fe3O4磁前≥1#Fe3O4>Fe3O4磁前,表明颗粒表面改性以及磁场强化实现了对该类芬顿体系的双重强化效果,此外,5#Fe3O4加持磁场后使用6次后去除率仍在60%以上,循环使用稳定性同样是最高。采用5#改性催化剂构成的磁强化芬顿体系突破了传统的芬顿方法pH适用范围窄、催化剂利用率低且无法回收等问题的限制,为芬顿组合技术研究提供理论基础和指导方向。
二、含酚废水的超声降解研究进展（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、含酚废水的超声降解研究进展（论文提纲范文）
（1）热、碱热、Fe（Ⅱ）/热激活过硫酸钠降解水中苯酚的对比研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 酚类废水的来源和危害 |
| 1.2 常见酚类废水处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化技术概述 |
| 1.3.1 过硫酸盐单一活化 |
| 1.3.2 过硫酸盐联合活化 |
| 1.4 研究意义及内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 含酚废水的配置 |
| 2.2.2 腐殖酸溶液的配置 |
| 2.2.3 实验过程 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 苯酚浓度的测定方法 |
| 2.2.6 自由基淬灭实验测试 |
| 2.2.7 电子顺磁共振测试(EPR) |
| 3 热活化过硫酸钠降解苯酚的效能研究 |
| 3.1 反应温度对苯酚降解的影响 |
| 3.2 PS浓度对苯酚降解的影响 |
| 3.3 溶液初始p H值对苯酚降解的影响 |
| 3.4 不同p H体系中活性中间体的鉴定 |
| 3.5 电子顺磁共振测试(EPR) |
| 3.6 腐殖酸浓度对苯酚降解的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 碱热联合活化过硫酸钠降解苯酚的效能研究 |
| 4.1 PS浓度对苯酚降解的影响 |
| 4.2 NaOH浓度对苯酚降解的影响 |
| 4.3 反应温度对苯酚降解的影响 |
| 4.4 腐殖酸浓度对苯酚降解的影响 |
| 4.5 热活化、碱活化与碱热联合活化方式对比研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 Fe(Ⅱ)/热联合活化过硫酸钠降解苯酚的效能研究 |
| 5.1 反应温度对苯酚降解效果的影响 |
| 5.2 PS/Fe~(2+)不同摩尔比对苯酚降解的影响 |
| 5.3 PS及 Fe~(2+)的投加量对苯酚降解效果的影响 |
| 5.4 溶液初始pH值对苯酚降解效果的影响 |
| 5.5 Fe(Ⅱ)/热联合活化PS体系中活性中间体的鉴定 |
| 5.6 电子顺磁共振实验(EPR) |
| 5.7 腐殖酸浓度对苯酚降解效果的影响 |
| 5.8 Fe(Ⅱ)/热联合活化与碱热联合活化方式对比研究 |
| 5.9 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 研究生在读期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）生物质复合催化剂的制备及其光催化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物质简介 |
| 1.2.1 生物质 |
| 1.2.2 纳米微晶纤维素 |
| 1.3 二氧化钛光催化剂简介 |
| 1.3.1 二氧化钛的结构及光催化机理 |
| 1.3.2 二氧化钛光催化剂特性 |
| 1.3.3 二氧化钛光催化剂的改性 |
| 1.4 含酚废水概述 |
| 1.4.1 含酚废水污染现状及危害 |
| 1.4.2 含酚废水的治理 |
| 1.5 研究内容及目的 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 纳米微晶纤维素和氧化石墨烯的制备及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纳米微晶纤维素制备条件优化 |
| 2.3.2 纳米微晶纤维素和氧化石墨烯的表观特征 |
| 2.3.3 X-射线粉末衍射表征 |
| 2.3.4 红外吸收光谱表征 |
| 2.3.5 热稳定性表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 纤维素基复合催化材料的制备、表征及其光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 表征方法 |
| 3.2.4 光催化降解苯酚溶液 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 反应条件对光催化性能的影响 |
| 3.3.2 NCC 对催化剂结构及光催化性能的影响 |
| 3.3.3 氮掺杂对催化剂结构及光催化性能的影响 |
| 3.3.4 石墨烯掺杂对催化剂结构及光催化性能的影响 |
| 3.3.5 催化剂的结构及光催化性能研究 |
| 3.3.6 Cu 负载对催化剂结构及光催化性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参加科研情况及获得的学术成果 |
（3）二维卤氧化铋光催化剂的可控制备及其酚类污染物降解性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 半导体光催化技术 |
| 1.2.1 光催化基本原理 |
| 1.2.2 反应活性的主要影响因素 |
| 1.2.3 光催化技术的应用 |
| 1.3 卤氧化铋光催化剂 |
| 1.3.1 卤氧化铋材料的理化性质及结构 |
| 1.3.2 卤氧化铋材料的常见合成策略和手段 |
| 1.3.3 卤氧化铋材料的改性手段 |
| 1.4、本文主要研究内容 |
| 第二章 不同组成卤氧化铋光催化剂的合成及其降解双酚A性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂与仪器 |
| 2.2.2 卤氧化铋催化剂制备 |
| 2.2.3 光催化剂的表征 |
| 2.2.4 光催化剂的活性评价 |
| 2.2.5 催化剂的光电性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 催化剂的结构与形貌表征 |
| 2.3.2 材料的活性评价 |
| 2.3.3 吸光性能和能带结构表征 |
| 2.3.4 催化剂的电荷分离性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 多功能助剂TMPs修饰Bi_4O_5Br_2光催化剂及含酚废水处理性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 所用试剂与仪器 |
| 3.2.2 催化剂制备 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.4 光电性能测试 |
| 3.2.5 光催化活性评价 |
| 3.2.6 光催化降解机理实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 结构与形貌表征 |
| 3.3.2 材料表面元素组成及价态分析 |
| 3.3.3 材料的吸光及电荷分离性能表征 |
| 3.3.4 光催化性能评价 |
| 3.3.5 TMPs/Bi_4O_5Br_2光催化活性增强机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Ni_2P/Bi_3O_4Br-OVs体系制备及其多效协同光催化性能增强机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 所用试剂与仪器 |
| 4.2.2 催化剂制备 |
| 4.2.3 催化剂表征 |
| 4.2.4 光电性能测试 |
| 4.2.5 光催化活性评价 |
| 4.2.6 光催化降解机理实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氧空位修饰卤氧化铋的可控制备和作用机理 |
| 4.3.2 Ni_2P/Bi_3O_4Br-OVs体系构筑及降解含酚废水协同增强机制 |
| 4.4 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 |
| 硕士学位攻读期间的学术成果 |
（4）含酚废水协同萃取剂的筛选与脱酚工艺优化控制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 含酚废水的研究背景 |
| 1.1.1 概述 |
| 1.1.2 煤化工废水的来源与危害 |
| 1.1.3 煤化工废水预处理工艺流程研究进展 |
| 1.1.4 脱酚处理方法 |
| 1.2 分子模拟技术 |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 分子模拟计算方法 |
| 1.2.3 分子模拟的应用和进展 |
| 1.3 拟解决的关键问题 |
| 1.4 本文研究目的与内容 |
| 2 单一萃取剂与酚类物质的分子模拟 |
| 2.1 分子模拟方法 |
| 2.2 基组 |
| 2.3 萃取剂的初步确定 |
| 2.3.1 萃取剂种类的确定 |
| 2.3.2 酮类萃取剂的选择 |
| 2.4 单一萃取剂的分子模拟与结果讨论 |
| 2.4.1 构型优化 |
| 2.4.2 单一萃取剂的静电势分析 |
| 2.4.3 原子拓扑性质及自然键轨道分析 |
| 2.4.4 计算结果与相互作用能分析 |
| 2.5 醇类溶剂的选择 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 协同萃取剂与酚类物质间的分子模拟 |
| 3.1 协同萃取的模拟方法 |
| 3.2 多聚体的分子模拟计算与结果分析 |
| 3.2.1 多聚体的构型优化 |
| 3.2.2 静电势分析 |
| 3.2.3 原子拓扑性质和约化密度梯度函数分析 |
| 3.2.4 自然键轨道分析 |
| 3.2.5 相互作用能分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 煤气化废水脱酚流程模拟与优化 |
| 4.1 热力学模型 |
| 4.1.1 NRTL方程 |
| 4.1.2 UNIQUAC方程 |
| 4.1.3 模型验证 |
| 4.1.4 汽液相平衡关系 |
| 4.2 协同萃取脱酚工艺流程 |
| 4.3 协同萃取流程模拟结果与讨论 |
| 4.3.1 萃取塔模拟 |
| 4.3.2 流程模拟与优化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 萃取脱酚工艺流程的动态控制 |
| 5.1 温控板的选取 |
| 5.2 动态控制方案 |
| 5.3 动态模拟结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（5）生物炭-EMBR组合系统处理含酚废水效能及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究目的与意义 |
| 1.2 含酚废水处理方法 |
| 1.2.1 常用的含酚废水处理方法及限制因素 |
| 1.2.2 膜生物反应器的应用现状 |
| 1.2.3 膜生物反应器法处理含酚废水的优势及存在问题 |
| 1.2.4 MBR的膜污染 |
| 1.3 电场膜生物反应器的研究进展及优势 |
| 1.3.1 电场膜生物反应器概述 |
| 1.3.2 电场膜生物反应器的研究趋势 |
| 1.3.3 电场膜生物反应器治理废水的研究进展 |
| 1.3.4 电场膜生物反应器减缓膜污染的研究进展 |
| 1.4 生物炭处理废水的研究进展 |
| 1.4.1 生物炭处理废水的优势及其研究趋势 |
| 1.4.2 生物炭处理含酚废水的研究进展 |
| 1.4.3 生物炭减缓膜污染的研究进展 |
| 1.4.4 生物炭-电催化耦合系统的研究进展 |
| 1.5 辽宁某钢厂含酚废水处理领域存在的工程问题 |
| 1.6 课题来源、研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验材料 |
| 2.2 实验装置及运行方式 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 运行方式 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 酚类化合物及水质常规指标检测 |
| 2.3.2 酶活性测定 |
| 2.3.3 ATP含量测定 |
| 2.3.4 过氧化氢含量测定 |
| 2.3.5 EPS和SMP的提取及测定 |
| 2.3.6 DNA提取及高通量测序分析 |
| 2.3.7 膜阻力测定 |
| 2.3.8 红外光谱表征 |
| 2.3.9 三维荧光光谱分析 |
| 2.3.10 扫描电镜分析 |
| 第3章 生物炭-EMBR组合系统处理苯酚废水关键工艺参数优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 生物炭-EMBR组合系统中电场强度优化 |
| 3.2.1 电场强度对苯酚废水降解效率的影响 |
| 3.2.2 电场强度对关键酶活性的影响 |
| 3.2.3 电场强度对TMP的影响 |
| 3.3 生物炭-EMBR组合系统中生物炭添加量优化 |
| 3.3.1 生物炭添加量对苯酚废水降解效率的影响 |
| 3.3.2 生物炭添加量对关键酶活性的影响 |
| 3.3.3 生物炭添加量对TMP影响 |
| 3.4 生物炭-EMBR组合系统长期运行处理高浓度苯酚废水 |
| 3.4.1 苯酚降解效率分析 |
| 3.4.2 COD降解效率分析 |
| 3.4.3 关键酶活性及ATP含量分析 |
| 3.4.4 膜污染分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 生物炭-EMBR组合系统处理实际含酚废水运行效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 生物炭-EMBR组合系统处理实际含酚废水效能分析 |
| 4.2.1 苯酚降解效率分析 |
| 4.2.2 甲酚降解效率分析 |
| 4.2.3 COD降解效率分析 |
| 4.2.4 关键酶活性及ATP含量分析 |
| 4.2.5 酚类化合物降解途径解析 |
| 4.2.6 膜污染分析 |
| 4.3 混合液微生物群落结构解析 |
| 4.3.1 细菌群落多样性分析 |
| 4.3.2 细菌群落差异性分析 |
| 4.3.3 细菌群落结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 生物炭-EMBR组合系统减缓膜污染机制解析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 混合液性质分析 |
| 5.2.1 活性污泥特性分析 |
| 5.2.2 H_2O_2含量分析 |
| 5.2.3 SMP消减规律 |
| 5.2.4 EPS消减规律 |
| 5.3 膜表面特性分析 |
| 5.3.1 Zeta电位分析 |
| 5.3.2 泥饼层重量分析 |
| 5.3.3 EPS消减规律 |
| 5.4 膜表面微生物群落结构特征 |
| 5.4.1 细菌群落多样性分析 |
| 5.4.2 细菌群落差异性分析 |
| 5.4.3 细菌群落结构分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）基于片状Bi2WO6的改性设计及其光降解酚类废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 酚类废水 |
| 1.1.1 酚类废水的来源 |
| 1.1.2 酚类废水的危害 |
| 1.1.3 酚类废水的处理 |
| 1.2 光催化技术 |
| 1.2.1 光催化基本原理 |
| 1.2.2 光催化的研究进展 |
| 1.3 影响光催化活性的因素 |
| 1.3.1 比表面积对光催化活性的影响 |
| 1.3.2 形貌对光催化活性的影响 |
| 1.3.3 能级匹配对光催化活性的影响 |
| 1.4 催化剂的改性方法 |
| 1.4.1 元素掺杂 |
| 1.4.2 半导体复合 |
| 1.5 Bi_2WO_6的制备方法 |
| 1.5.1 固相法 |
| 1.5.2 熔盐法 |
| 1.5.3 溶胶凝胶法 |
| 1.5.4 微乳液法 |
| 1.5.5 静电纺丝法 |
| 1.5.6 超声喷雾热解法 |
| 1.5.7 水热法 |
| 1.6 本课题的研究内容和研究意义 |
| 2 测试方法 |
| 2.1 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.2 扫描电子显微镜分析(SEM) |
| 2.3 透射电子显微镜分析(TEM) |
| 2.4 X光电子能谱分析(XPS) |
| 2.5 比表面积分析(BET) |
| 2.6 紫外可见光谱(UV-vis) |
| 2.7 光电性能分析 |
| 2.8 PL分析 |
| 2.9 活性物种捕获实验 |
| 3 夹层状结构CuO/CNT/Bi_2WO_6 的制备及光催化性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料及仪器 |
| 3.2.2 夹层状催化剂的制备 |
| 3.2.3 光电化学测试 |
| 3.2.4 光催化活性测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 晶相结构分析 |
| 3.3.2 催化剂形貌表征及比表面分析 |
| 3.3.3 XPS分析 |
| 3.3.4 催化剂光学性质研究 |
| 3.3.5 光电化学性能研究 |
| 3.3.6 PL分析 |
| 3.3.7 光催化降解性能研究 |
| 3.3.8 光催化机理分析 |
| 3.3.9 循环稳定性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 多孔大片状ZnO/Bi_2WO_6 的制备及光催化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验所用原料及仪器 |
| 4.2.2 大片状催化剂的制备 |
| 4.2.3 催化剂的表征 |
| 4.2.4 光电性能测试 |
| 4.2.5 光催化性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 晶相结构分析 |
| 4.3.2 形貌表征 |
| 4.3.3 比表面积分析 |
| 4.3.4 XPS分析 |
| 4.3.5 光学性质分析 |
| 4.3.6 光电性能研究 |
| 4.3.7 光降解性能研究 |
| 4.3.8 光催化机理研究 |
| 4.3.9 催化剂循环稳定性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 团簇状ZnTiO_3/Bi_2WO_6 的制备及光催化降解酚类废水的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验所用原料和仪器 |
| 5.2.2 ZnTiO_3/Bi_2WO_6 催化剂的制备 |
| 5.2.3 光电性能的测试 |
| 5.2.4 光催化性能表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 晶相结构分析 |
| 5.3.2 形貌分析 |
| 5.3.3 XPS分析 |
| 5.3.4 光电性能研究 |
| 5.3.5 光催化性能研究 |
| 5.3.6 光催化机理分析 |
| 5.3.7 循环稳定性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表的学术论文目录 |
（7）绿色纳米铁/H2O2的类芬顿法降解间甲酚和双酚A（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境污染现状及危害 |
| 1.1.1 含酚废水污染现状 |
| 1.1.2 水中间甲酚的污染现状及危害 |
| 1.1.3 水中BPA的污染现状及危害 |
| 1.2 水中酚类污染物的处理方法 |
| 1.2.1 物理处理法 |
| 1.2.2 生物处理方法 |
| 1.2.3 化学处理方法 |
| 1.2.4 高级氧化法 |
| 1.3 零价铁纳米颗粒的研究现状 |
| 1.3.1 零价铁纳米颗粒概述 |
| 1.3.2 零价铁纳米颗粒的合成 |
| 1.3.2.1 物理制备法 |
| 1.3.2.2 化学制备法 |
| 1.3.2.3 生物绿色制备法 |
| 1.3.3 零价铁纳米颗粒技术的缺陷 |
| 1.4 零价铁纳米颗粒的改性 |
| 1.4.1 表面活化或聚合物改性法 |
| 1.4.2 负载改性法 |
| 1.4.3 多金属改性方法 |
| 1.4.4 超声改性方法 |
| 1.5 课题研究的内容及意义 |
| 1.5.1 研究背景及目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 1.5.4 降解图形摘要 |
| 1.5.5 课题创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 间甲酚的测定方法 |
| 2.3.2 BPA的测定方法 |
| 2.3.3 中间产物的测定方法 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 绿色合成Fe-NPs的制备方法 |
| 2.4.2 绿色合成Fe-NPs的表征方法 |
| 2.4.3 类芬顿降解实验方法 |
| 第三章 绿色Fe-NPs/ H_2O_2 非均相类芬顿降解间甲酚 |
| 3.1 绿色合成Fe-NPs的表征分析 |
| 3.1.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.1.2 傅立叶变换红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.1.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2 对比实验 |
| 3.3 间甲酚类芬顿降解的影响参数 |
| 3.3.1 溶液初始pH间甲酚降解的影响 |
| 3.3.2 铁纳米颗粒投加量对间甲酚降解的影响 |
| 3.3.3 过氧化氢投加量对间甲酚降解的影响 |
| 3.3.4 间甲酚初始浓度对降解的影响 |
| 3.3.5 反应温度对降解的影响 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.5 热力学分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 绿色Fe-NPs/ H_2O_2 非均相类芬顿降解BPA |
| 4.1 绿色合成Fe-NPs的表征分析 |
| 4.1.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 4.1.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 4.1.3 傅立叶变换红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.2 BPA类芬顿降解的影响参数 |
| 4.2.1 初始pH对降解的影响 |
| 4.2.2 铁纳米颗粒投加量对降解的影响 |
| 4.2.3 过氧化氢投加量对降解的影响 |
| 4.2.4 BPA初始浓度对降解的影响 |
| 4.2.5 反应温度降解的影响 |
| 4.3 动力学分析 |
| 4.4 热力学分析 |
| 4.5 对比实验 |
| 4.6 自由基分析 |
| 4.7 中间产物的确定 |
| 4.8 降解机理分析 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 改性Fe/Ce-NPs/ H_2O_2 非均相类芬顿降解BPA |
| 5.1 改性Fe/Ce-NPs的制备 |
| 5.1.1 改性Fe/Ce-NPs的制备方法 |
| 5.1.2 铁铈摩尔比例的确定 |
| 5.2 BPA类芬顿降解的影响参数 |
| 5.2.1 过氧化氢含量对降解的影响 |
| 5.2.2 Fe/Ce-NPs投加量对降解的影响 |
| 5.2.3 BPA初始浓度对降解的影响 |
| 5.2.4 溶液初始pH对降解的影响 |
| 5.2.5 反应温度对降解的影响 |
| 5.3 动力学分析 |
| 5.4 热力学分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）筛板萃取塔预处理含苯酚废水的流体力学与传质特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含酚废水研究现状 |
| 1.2.1 分离回收法 |
| 1.2.2 直接降解法 |
| 1.3 萃取塔设备及应用研究现状 |
| 1.3.1 塔内两相流体力学研究 |
| 1.3.2 塔内萃取传质性能研究 |
| 1.3.3 应用研究 |
| 1.3.4 存在的问题 |
| 1.4 研究目标及内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.1 实验所用药品 |
| 2.1.2 实验所用仪器 |
| 2.2 实验装置与流程 |
| 2.2.1 溶剂萃取实验装置与流程 |
| 2.2.2 萃取塔萃取实验装置与流程 |
| 2.3 测定分析方法 |
| 2.3.1 萃取体系的物性测定 |
| 2.3.2 苯酚浓度的测定 |
| 2.3.3 分散相持液量的测定 |
| 2.3.4 分散相液滴平均直径的测定 |
| 第3章 苯酚萃取体系的确定 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 溶剂萃取实验结果与讨论 |
| 3.2.1 萃取剂体积浓度对萃取效率影响 |
| 3.2.2 萃取时间及温度对萃取效率影响 |
| 3.2.3 萃取体系p H对萃取效率影响 |
| 3.2.4 萃取体系p H对分相时间的影响 |
| 3.2.5 苯酚萃取平衡曲线 |
| 3.3 TBP萃取苯酚机理 |
| 3.4 苯酚萃取热力学模型 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 塔内液液两相流体力学行为研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 分散相持液量研究 |
| 4.2.1 流速对持液量的影响 |
| 4.2.2 脉冲强度对持液量的影响 |
| 4.2.3 分散相持液量数学模型建立 |
| 4.3 滑移速度研究 |
| 4.3.1 流速对滑移速度的影响 |
| 4.3.2 脉冲强度对滑移速度的影响 |
| 4.3.3 滑移速度数学模型建立 |
| 4.4 特征速度研究 |
| 4.4.1 操作条件对特征速度的影响 |
| 4.4.2 特征速度数学模型建立 |
| 4.5 分散相液滴平均直径研究 |
| 4.5.1 流速对液滴平均直径的影响 |
| 4.5.2 脉冲强度对液滴平均直径的影响 |
| 4.5.3 液滴平均直径的数学模型建立 |
| 4.6 分散相液滴直径的分布研究 |
| 4.6.1 流速对液滴直径分布的影响 |
| 4.6.2 脉冲强度对液滴直径分布的影响 |
| 4.6.3 液滴直径分布的数学模型建立 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 筛板萃取塔萃取苯酚的传质特性研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 塔内苯酚传质过程数学分析 |
| 5.3 萃取平衡时间的确定 |
| 5.4 操作条件对总传质系数的影响 |
| 5.4.1 流速对总传质系数的影响 |
| 5.4.2 脉冲强度对总传质系数的影响 |
| 5.4.3 总传质系数的数学模型建立 |
| 5.5 操作条件对传质单元高度的影响 |
| 5.5.1 流速对传质单元高度的影响 |
| 5.5.2 脉冲强度对传质单元高度的影响 |
| 5.5.3 传质单元高度的数学预测模型建立 |
| 5.6 操作条件对萃取效率的影响 |
| 5.6.1 流速对萃取效率的影响 |
| 5.6.2 脉冲强度对萃取效率的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）光催化耦合微生物膜法处理含酚污染物研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含酚废水的来源与危害 |
| 1.2.1 苯酚的来源及其危害 |
| 1.2.2 2,4,6-三氯酚的来源及其危害 |
| 1.3 含酚废水的处理现状 |
| 1.3.1 含酚废水的传统处理 |
| 1.3.2 含酚废水新型处理方法 |
| 1.4 光催化耦合微生物膜一体化介绍 |
| 1.5 本论文研究的主要内容及意义 |
| 第2章 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.3 材料表征方法与原理 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.2 X-射线衍射(XRD) |
| 2.3.3 紫外-可见漫反射谱(UV-Vis DRS) |
| 2.4 光催化耦合微生物一体化性能评价 |
| 2.4.1 苯酚的测定分析 |
| 2.4.2 2,4,6-三氯酚的测定 |
| 2.5 光催化耦合微生物一体化反应器 |
| 第3章 TiO_2/GFC-PM法降解酚类污染物性能研究 |
| 3.1 TiO_2光催化剂的制备与表征 |
| 3.1.1 TiO_2光催化剂的制备 |
| 3.1.2 表征分析 |
| 3.2 TiO_2/GFC载体的制备 |
| 3.2.1 玻璃纤维布的预处理 |
| 3.2.2 TiO_2的负载 |
| 3.3 PM一体化反应器的启动 |
| 3.3.1 微生物的培养与接种 |
| 3.3.2 微生物的驯化 |
| 3.4 工艺参数 |
| 3.4.1 降解方式对酚类污染物降解效果的影响 |
| 3.4.2 不同载体量对污染物降解的影响 |
| 3.4.3 不同光照条件对污染物降解的影响 |
| 3.4.4 不同pH的影响 |
| 3.4.5 不同深度对苯酚降解影响 |
| 3.4.6 循环稳定性对PM体系的影响 |
| 3.4.7 降解机理研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 TiO_2/GFC-PMA法降解酚类污染物性能研究 |
| 4.1 B-TiO_2/GFC光催化剂的制备与表征 |
| 4.1.1 B-TiO_2光催化剂与吸附剂的制备 |
| 4.1.2 表征分析 |
| 4.2 B-C-TiO_2/GFC载体的制备 |
| 4.2.1 玻璃纤维布的预处理 |
| 4.2.2 B-C-TiO_2的负载 |
| 4.3 光催化耦合生物膜反应器的启动 |
| 4.3.1 微生物的培养及接种 |
| 4.3.2 微生物的驯化 |
| 4.4 工艺参数 |
| 4.4.1 不同浓度的酚类污染物降解 |
| 4.4.2 不同载体量对污染物降解的影响 |
| 4.4.3 不同光照条件对污染物降解的影响 |
| 4.4.4 不同pH条件对污染物降解的影响 |
| 4.4.5 不同深度对苯酚降解影响 |
| 4.4.6 循环稳定性对PMA体系的影响 |
| 4.4.7 降解机理研究 |
| 4.5 PMA体系降解酚类污染物性能的研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间科研成果 |
（10）磁场强化和催化剂改性对芬顿反应处理含酚废水的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 含酚废水来源 |
| 1.1.2 含酚废水危害 |
| 1.1.3 处理方法 |
| 1.2 芬顿技术 |
| 1.2.1 芬顿技术的概述 |
| 1.2.2 芬顿技术的机理 |
| 1.2.3 芬顿技术的因素 |
| 1.2.4 芬顿技术的限制 |
| 1.3 芬顿技术的发展 |
| 1.3.1 光芬顿技术 |
| 1.3.2 电芬顿技术 |
| 1.3.3 超声芬顿技术 |
| 1.3.4 磁强化芬顿技术 |
| 1.4 磁纳米催化材料的研究 |
| 1.4.1 磁性纳米催化剂的制备 |
| 1.4.2 磁性纳米催化剂改性研究 |
| 1.5 研究概况 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料和分析方法 |
| 2.1 废水水质 |
| 2.2 实验药品和仪器 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 第3章 催化剂最佳条件参数研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 单因素变量的影响 |
| 3.2.1 体系pH对降解模拟含酚废水的影响 |
| 3.2.2 催化剂投量对降解含酚废水的影响 |
| 3.2.3 过氧化氢投量对降解含酚废水的影响 |
| 3.2.4 反应时间对降解含酚废水的影响 |
| 3.3 正交实验 |
| 3.3.1 FeSO_4·7H_2O |
| 3.3.2 Fe单质 |
| 3.3.3 Fe_3O_4 |
| 3.4 磁场强化分析 |
| 3.4.1 最适磁感应强度 |
| 3.4.2 磁强化芬顿前后效果对比 |
| 3.4.3 综合对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 磁纳米材料合成及特性表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 磁纳米材料的制备及改性 |
| 4.2.1 磁纳米材料制备 |
| 4.2.2 磁纳米颗粒表面修饰 |
| 4.3 磁纳米颗粒表征 |
| 4.3.1 粒径分布分析 |
| 4.3.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 4.3.3 Zeta电位 |
| 4.3.4 红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.5 X射线衍射(XRD) |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 改性纳米催化剂效果及应用 |
| 5.1 改性催化剂参数研究 |
| 5.1.1 体系pH值的影响 |
| 5.1.2 催化剂投加量的影响 |
| 5.1.3 H_2O_2投加量的影响 |
| 5.1.4 反应时间的影响 |
| 5.2 磁场强化分析 |
| 5.2.1 最佳磁感应强度 |
| 5.2.2 强化效果 |
| 5.3 循环利用效果分析 |
| 5.4 实际废水处理 |
| 5.4.1 不同条件催化剂的效果 |
| 5.4.2 催化剂循环回收利用 |
| 5.4.3 双重提升提升效果分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、含酚废水的超声降解研究进展（论文参考文献）
- [1]热、碱热、Fe（Ⅱ）/热激活过硫酸钠降解水中苯酚的对比研究[D]. 申子瑞. 西安建筑科技大学, 2021
- [2]生物质复合催化剂的制备及其光催化性能研究[D]. 王诗雨. 西安石油大学, 2021(09)
- [3]二维卤氧化铋光催化剂的可控制备及其酚类污染物降解性能研究[D]. 孙凯龙. 延安大学, 2021(11)
- [4]含酚废水协同萃取剂的筛选与脱酚工艺优化控制的研究[D]. 王玉军. 青岛科技大学, 2021(01)
- [5]生物炭-EMBR组合系统处理含酚废水效能及机制研究[D]. 姜北. 哈尔滨工业大学, 2020
- [6]基于片状Bi2WO6的改性设计及其光降解酚类废水的研究[D]. 刘密雨. 青岛科技大学, 2020(01)
- [7]绿色纳米铁/H2O2的类芬顿法降解间甲酚和双酚A[D]. 徐婷婷. 太原理工大学, 2020
- [8]筛板萃取塔预处理含苯酚废水的流体力学与传质特性研究[D]. 李龙祥. 河北工程大学, 2021(08)
- [9]光催化耦合微生物膜法处理含酚污染物研究[D]. 修语晨. 黑龙江大学, 2020(04)
- [10]磁场强化和催化剂改性对芬顿反应处理含酚废水的影响[D]. 谭光州. 哈尔滨工业大学, 2019(02)