一、苯甲酸、苯酚及苯胺类在自然水体中的生物降解速率（论文文献综述）
郑梦启[1]（2021）在《活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制》文中进行了进一步梳理低阶煤热解技术可将储量丰富的劣质煤分级分质转化为高附加值的煤基固、液、气产品,但此过程中产生的煤热解废水是一类难降解的高毒性废水,废水近零排放成为煤热解工业可持续发展的瓶颈。煤热解废水的环状化合物是导致降解性能差、生物毒性高,并制约废水近零排放的关键要素。本课题从降低生物毒性的角度出发,并基于工业产物原位利用的考量,研究了褐煤活性焦（Lignite activated coke,LAC）、纳米Fe3O4负载活性焦（Nano-Fe3O4@LAC）对于强化微氧环境微生物降解煤热解废水中的环状化合物的性能与机制。针对煤热解废水中的典型环状化合物,研究了它们的单组分毒性、联合毒性,揭示了煤热解废水中环状化合物的毒性作用模式。煤热解废水中酚类是主要的急性毒性来源,容易活化并通过快速提升细胞氧化应激造成不可逆损伤。氮杂环化合物（Nitrogen heterocyclic compounds,NHCs）和多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）表现可逆的基线毒性。煤热解废水中环状化合物多以麻醉性化合物为主,多元酚是主要的反应性毒性物质,酚类、NHCs和PAHs混合体系的联合毒性先由疏水性物质的基线毒性主导,后主要表现酚类的不可逆急性毒性,联合毒性随时间延长逐渐加强。探究了活性焦对于煤热解废水中的环状化合物的吸附性能与减毒机制。LAC对废水中环状化合物的吸附性最佳,化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）、总酚（Total phenols,Tph）48 h去除率分别为39.07%、44.06%。相比于微孔较多的活性炭（Activated carbon,AC）,介孔、含氧官能团较多的LAC能够选择性吸附甲基酚、NHCs等有毒难降解有机物,而nano-Fe3O4@LAC由于介孔、正电优势对大分子PAHs、电负性NHCs有更强的选择性吸附。活性焦材料可去除废水中的酚类及羟基活化的有机物,降低反应性毒性,并选择性吸附稠环NHCs、PAHs,减轻废水初始联合毒性。另外,活性焦材料吸附位点易于生物原位再生,能够与微生物耦合实现弹性吸附。试验研究了LAC强化微氧生物降解环状化合物性能与机制。由于酚的急性毒性,酚浓度对微氧生物降解环状化合物有显着影响,微氧环境（1.0～2.0 mg/L）污泥体系耐受阈值最低（200 mg/L）,NHCs、PAHs协同抑制酚类的降解。微氧环境DO为0.3～0.5 mg/L的条件下LAC吸附可显着降低酚的毒性压力,高酚负荷下提升水力停留时间（Hydraulic retention time,HRT）也能改善降解性能。HRT=48 h、Tph=500 mg/L时微氧LAC强化体系降解性能最佳,毒性削减87.65%,可生化性（BOD5/COD,B/C）维持于0.24。LAC通过吸附减毒作用促进了污泥生物量增长,絮体凝聚性、稳定性增强。微氧环境DO为1.0～2.0 mg/L的条件下酚类等有毒物质破坏了活性污泥微生物群落,严重降低物种多样性,使微生物高度集中于Thauera（49.90%）、Zoogloea（6.40%）、Pseudoxanthomonas（5.67%）等酚耐受性较强的菌属。LAC通过选择性吸附去除了废水中部分有毒、难降解有机物,使强化体系微生物多样性更高、分布更均匀,以Alicycliphilus（19.05%）、Acidovorax（7.13%）等兼性厌氧菌为主,并富集了独特的Ignavibacterium（3.07%）等电活性菌,加强了微生物群落的种间协作。LAC吸附对环状化合物的直接去除为20～30%,微生物降解是强化体系的核心,酚类降解以邻苯二酚间位开环方式为主。为强化异化生物铁还原（Dissimilatory iron reducing,DIR）过程,试验继续探究了nano-Fe3O4@LAC强化微氧生物降解环状化合物性能与机制。酚浓度、活性焦投量和HRT对LAC、nano-Fe3O4@LAC强化体系COD、Tph去除率影响较小,但nano-Fe3O4@LAC能够更显着地削减废水毒性和改善可生化性,2 g/L的nano-Fe3O4@LAC强化体系出水对四膜虫无毒,可生化性达到0.55,与其对NHCs的降解优势相关,这对于优化难降解废水的生化处理过程具有重要意义。Nano-Fe3O4@LAC增强了污泥的活性、强度和稳定性。同时,nano-Fe3O4@LAC促进了氧化降解环状化合物的Alicycliphilus在悬浮污泥的分布,并且载体上的生物膜富集了厌氧发酵菌属Syntrophorhabdus,以及电活性菌属Geobacter、Ignavibacterium,它们的互营代谢促进nano-Fe3O4@LAC表面吸附的难降解环状化合物开环,并释放小分子酸进入悬浮污泥,提升废水整体的可生化性。Fe3O4富集的电活性菌通过铁氧化还原加速DIR过程,并驱动环状化合物的开环反应。宏基因组学分析表明活性污泥微生物仍以兼性厌氧菌为主,Alicycliphilus属细菌为微生物群落的核心微生物,通过邻苯二酚1,2-双加氧酶、邻苯二酚2,3-双加氧酶主导了苯环裂解过程。Comamonas testosteroni是环状化合物降解过程中参与途径最多的物种,能够参与苯环的厌氧、好氧开环反应,同时主导了氮杂环裂解的微生物群,并主要以厌氧途径裂解氮杂环。电活性生物膜和悬浮污泥富集的Ignavibacterium属可通过DIR过程在生物膜、悬浮污泥之间传递电子,促进悬浮污泥的开环反应。因此,nano-Fe3O4@LAC通过促进DIR过程间接增强了悬浮污泥微生物对环状化合物的降解性能。
曹婷婷[2]（2021）在《Co（Ⅱ）-BiOCl@生物炭光催化降解酚类污染物的效能及机制》文中研究表明酚类污染物在自来水、地下水、地表水,尤其是煤化工废水中均能检测到,由于其自身的毒性对人们生产生活带来了一定的影响。但鉴于传统处理技术的局限性,针对水体中具有不同取代基酚类污染物,尤其是难降解酚类污染物的降解依然是水环境领域研究的热点。紫外光由于其高能量、易操作、效率高等优点,导致基于紫外光辐照的光催化氧化技术备受研究者们的关注。但针对具有不同取代基酚类污染物在紫外光照射下降解机理的基础性研究仍然匮乏。本论文以发射254 nm主波长紫外光（UV）和发射185 nm和254 nm混合波长的真空紫外光（VUV）为光源,对比研究其对具有不同取代基酚类污染物的光解规律。以污泥生物炭和钴金属修饰制备一种改性氯氧铋（BiOCl）催化剂,对其进行性能表征,评价其在VUV光照下的光催化性能和动力学。同时基于密度泛函理论（DFT）,深入探究具有不同取代基酚类污染物的反应特性及其在VUV照射下的降解机理。以UV和VUV为紫外光源,考察紫外光辐照度在不同介质中的变化规律,探究对具有不同取代基酚类污染物的光解效能及动力学。以苯酚、邻苯二酚、间苯二酚、对苯二酚和对硝基苯酚（PNP）作为不同取代基酚类污染物,五种酚类污染物在UV照射下的光解率分别为36.0%、38.3%、37.0%、39.1%和14.1%,平均反应速率常数为0.042 min-1。而在VUV照射下的光解率分别为95.8%、96.9%、96.0%、97.8%和90.1%,平均反应速率常数为0.340 min-1。相同浓度下,双酚A（BPA）在VUV下照射90 min的光解率为53.2%,比PNP的光解率低了34.1%;在UV照射下的光解率为29.4%,比PNP的光解率低了49.1%。酚类污染物在VUV照射下的光解效能要优于在UV照射下的光解效能,且带给电子基团的酚类污染物在紫外光照射下的光解效能要优于带吸电子基团的紫外光解效能,优于具有超共轭体系的紫外光解效能。水质越复杂,酚类污染物在紫外光照射下的光解效能越差。对天然水体而言,腐殖酸中的羧基是抑制酚类污染物光解效能的主要基团,酚羟基次之。以污泥生物炭负载和钴金属掺杂为修饰手段,采用一步水热法制备一种改性BiOCl催化剂,解决带吸电子基团或具有超共轭体系的酚类污染物在VUV照射下光解效能差的问题。当污泥生物炭与BiOCl质量比为30%、钴金属掺杂量为5%、不调节溶液p H值条件下,投加0.4 g/L催化剂,对20 mg/L PNP和BPA在VUV照射90 min,降解率可达98.2%和87.3%。循环五次后,对PNP的降解率达85%以上。表明制备催化剂具有较好的循环稳定性。为探究具有不同取代基酚类污染物的反应特性及其在VUV光催化下的降解机制,采用DFT理论量化计算深入剖析。结果表明,给电子基团的存在会使酚类污染物的HOMO,I,μ和ω绝对值降低。苯酚、邻苯二酚、间苯二酚、对苯二酚、PNP和BPA的键解离能值（BDE）分别为90.71 kcal/mol、84.71 kcal/mol、90.42 kcal/mol、84.02 kcal/mol、97.03 kcal/mol和397.97 kcal/mol。其中酚类污染物反应速率常数与BDE的关系为k（28）1.2209-0.0118BDE（10）2.2?10-5BDE2,可为后期污染物去除技术的选择提供参考。苯酚、对苯二酚和PNP在VUV照射下的降解主要是光激发、·OH亲电加成、分子重排和开环反应。苯酚的降解路径主要是路径D,降解至易开环产物所需总能量为10.02 e V。路径C在对苯二酚降解过程中占据主导作用,降解至易开环产物所需总能量为8.4 e V。路径F在PNP降解过程中占据主导作用,降解至易开环产物所需平均总能量为11.40 e V。发生在BPA环A中C6原子上的·OH亲电加成反应是主要反应路径,所需总能量为2.84 e V。BPA只对254 nm光有吸收,能使其前三个能级被激发,其电子跃迁特征为从氧原子到苯环的n→π*以及苯环中的π→π*局域激发。此外,BPA光解至易开环产物所需总能量为4.86 e V。而Co（Ⅱ）-BiOCl@生物炭在VUV照射下,185 nm波长光被水分子吸收产生·OH。254 nm波长光,一部分被污染物吸收直接光解或产生e-aq,另一部分激发BiOCl,产生·OH、e-、h+和·O2-共同作用于污染物的降解。本文的研究成果能够丰富水体中不同取代基酚类污染物的光降解规律及降解机理,对于水体中酚类污染物的去除具有重要的理论研究意义。
吴霖璟[3]（2021）在《紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究》文中研究表明紫外/氯高级氧化工艺（UV/Cl2 AOP）已被多项研究证实可有效降解水体中的难降解微污染有机物或杀灭耐氯耐紫外病原体。然而,体系中的高投氯量和氯类自由基会影响消毒副产物（DBPs）的生成,同时水体中的溴离子也会在该体系中转变为溴代自由基,导致氯代消毒副产物（Cl-DBPs）转变为毒性更强的溴代消毒副产物（Br-DBPs）。考虑到水厂中氯和紫外都是常见的消毒工艺,该技术在水处理领域具有良好的应用前景,评估该工艺对水体中DBP生成的影响具有重要的研究意义。本文以七种含天然有机物常见官能团的苯系物为研究对象,采用高功率的中压汞灯辐照装置,并模拟实际应用中该工艺“反应时间短（6-40 s）、高加氯量（3-10 mg/L）”的典型工况条件,探究AOP体系中苯系前体物的DBPs生成情况及处理出水在管网后氯化中的DBP生成潜能（DBPFP）变化规律,并分析了pH和溴离子等关键因素对AOP中苯系前体物的DBPs生成影响。AOP对两种惰性苯衍生物具有激活作用,可促进DBP的生成量和DBPFP。与暗氯化消毒相比,两种pH条件下,AOP处理后使苯甲酸新生成了卤乙酸（HAA）和氯代乙醛（CAL）,DBPFP增加了约34-54 ug/mg C;硝基苯新生成了THM、CAL、二氯乙腈（DCAN）和三氯硝基甲烷（TCNM）,DBPFP增加了17-33 ug/mg C。另外,酸性条件对前体物的影响更显着,间接反映了羟基自由基对DBP生成的关键作用。AOP对活性模式物的DBP生成产生钝化作用,例如:UV/Cl2 AOP使苯酚的HAA降低了约41-84 ug/mg C;使间苯二酚的THM降低了约91-128 ug/mg C;使邻氯苯酚的HAA降低了217-235ug/mg C,THM增加了约20-25 ug/mg C等。同时,对于5种高活性苯系物,pH对DBP生成的影响也是类似的,例如:AOP处理后,酸性条件下苯酚的HAA降低量大于碱性条件约43 ug/mg C;酸性条件下间苯二酚的THM降低量大于碱性条件约37 ug/mg C等。取代基种类、位置和数量共同决定DBPs的生成规律。经AOP前处理的活性苯系物在酸性条件下,间苯二酚具有较高的THM和HAL生成潜能,分别达到300 ug/mg C和50 ug/mg C以上;含邻位和对位结构的两种一氯酚均可生成600 ug/mg C以上的HAA;含三个氯取代基的2,4,6-三氯苯酚可生成753 ug/mg C的HAA,远高于其他酚类化合物。pH在两种工艺条件下对DBPFP表现出相同趋势的影响,但不同前体结构对其影响并不相同。间位更易受pH的影响（间苯二酚）,两种pH条件下TCM生成相差了53 ug/mg C（约占总生成的16%）;对位和邻位（一氯苯酚）则相对稳定,HAA生成相差约20-40 ug/mg C（约占总生成的6%以内）;取代基数量越多,pH受其影响越大,例如:不同pH条件下,2,4,6-三氯苯酚的HAA生成相差约占总数的8%。溴离子的参与可以显着促进DBPs的生成,且酸性条件下溴离子对DBP生成的影响更大。由于溴离子对惰性苯系物的DBPs促进作用相对有限,DBPFP处于极低的水平。此处以5种高活性苯系物为例,在溴离子作用下,HAA提升至原来的1.2-1.5倍,THM提升至原来的1.3-3倍,THM中优势种为溴代三卤甲烷（Br-THM）,HAA中的优势种仍为氯代卤乙酸（Cl-HAA）,酸性条件下THM和HAA的溴化程度更高。THM比HAA受溴离子的影响更大,表现为溴结合因子N（THM）>N（HAA）。以N（THM）从高到低排名分别为苯酚、2,4,6-三氯苯酚、对氯苯酚、邻氯苯酚和间苯二酚;以N（HAA）从高到低排名为间苯二酚、苯酚、邻氯苯酚、2,4,6-三氯苯酚和对氯苯酚。
魏博[4]（2021）在《大气和造纸废水中甲氧基苯酚类污染物去除机制的理论研究》文中指出生物质能的利用在给世界新能源发展提供机遇的同时,也带来了不可忽视的环境问题。生物质燃烧热解会产生大量甲氧基苯酚类污染物,这类污染物会与大气中广泛存在的氧化剂（·OH、NO3·、·Cl和O3）发生氧化降解反应。在经过复杂的大气化学过程后,会促进二次有机气溶胶（SOA）的生成,影响整个大气环境,进而危害人体健康。同时大气中的甲氧基苯酚类污染物会通过干湿沉降、水循环等过程进入水体,也会对水生生物造成一定危害。生物质又是纸浆和造纸工业的重要原料,在纸浆漂白过程中会产生大量的氯代甲氧基苯酚类污染物。纸浆漂白废水对环境污染较大,因此去除其中氯代甲氧基苯酚类污染物是近年来的研究热点。NO3·是夜间大气中的主要氧化剂,NO3·与甲氧基苯酚类污染物的反应性与白天的·OH的反应性相当。目前对于甲氧基苯酚类污染物与NO3·的研究主要集中在动力学层面上,对反应机理的阐述较少。探讨甲氧基苯酚类污染物在大气中的降解机理对阐明此类污染物在大气中的反应活性、二次有机气溶胶的形成机制及解决此类污染物在大气环境中的消除问题具有深远意义。对于造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的去除方法,目前还以传统的物化法和生化法居多,存在着工艺复杂、成本高以及去除效率低的缺陷。采用绿色高效的光催化剂来去除污染物是近年来的研究热点。研发能量利用率高和成本低廉的新型二维非金属纳米材料来替代传统的金属基催化剂可以避免二次污染的问题。本论文采用密度泛函方法研究了三种甲氧基苯酚类污染物（愈创木酚（GUA）、4-甲基愈创木酚（4-MG）和4-乙基愈创木酚（4-EG））与NO3·的气相反应,揭示此类污染物的氧化降解机理,并探究了取代基对与NO3·反应活性的影响。又设计了三种新型二维非金属纳米材料,研究其作为光催化剂去除造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的机制。本论文得到的研究结果如下:（1）大气中愈创木酚及其衍生物与NO3·的氧化降解NO3·加成和H抽提是三种甲氧基苯酚类污染物（GUA、4-MG和4-EG）与NO3·初始反应的两种主要反应通道。在298 K、1 atm和典型的对流层NO3·浓度下,GUA、4-MG和4-EG的大气寿命分别为64 s、0.82h和0.19h。三种甲氧基苯酚类化合物在夜间与NO3·的反应活性较高,在污染源分析和大气污染模型研究中应予以考虑。甲氧基苯酚类污染物的水生毒性随着烷基链长度的增加而增强,与化合物的疏水性有关。降解产物的毒性普遍下降,但是硝基取代产物仍有害且有轻微毒性,因此未来的实验研究和评价应予以重视。（2）取代基对芳香族化合物与NO3·反应活性的影响NO3·对芳香族化合物（ACs）的反应性取决于取代基的电子性质。给电子基团促进反应,吸电子基团抑制反应。NO3·与ACs的氧化反应在大气水相中比在气相中更容易发生。大多数ACs及其转化产物对这三种水生生物（鱼类、绿藻和水蚤）都是有害甚至有毒的。因为NO3·是夜间大气中大量的氧化剂,它们在大气的化学反应中至关重要。（3）造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的光催化降解以纸浆漂白废水中的主要毒性物质—氯代甲氧基苯酚为模型化合物,本论文应用密度泛函理论研究了三种新型二维纳米材料（BCN、g-C3N4和g-C2N）去除污染物的光催化降解机制。结果表明碳掺杂的BN纳米片具有较窄的带隙,对氯代甲氧基苯酚的吸附和催化性能优异,是一种具有前景的光催化剂。非金属原子（B、P和S）的引入使g-C3N4和g-C2N的带隙减小,使HOMO和LUMO的离域增强并呈现部分分离,从而提高了载流子的迁移率。掺杂模式的g-C3N4和g-C2N表现出明显增强的可见光吸收、对甲氧基苯酚类污染物的吸附以及光催化活性。
孙杨[5]（2021）在《多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究》文中研究表明随着中国工业的快速发展,工业污水中难降解有机污染物的含量逐渐增加,为我国水环境的治理带来了极大的挑战。Fenton水处理技术,尤其是非均相Fenton催化体系,对该类污染物具有优越的降解性能,对国家人民健康、环境生态保护、以及社会经济的发展都具有重要的意义。因此,开发高性能非均相Fenton催化剂已成为Fenton水处理技术的研究核心,而较低的有机物降解效率和H2O2利用率一直是阻碍其工业实际应用的两大因素。本文结合材料可控制备技术,设计并构建了 Fe基与Cu基两大非均相Fenton催化体系,并对催化体系中H2O2分解产生·OH和·OH氧化降解污染物的两大反应体系进行了不同侧重点的研究。在H2O2分解并产生·OH的反应体系中,遵循提高控速步骤的速率与抑制副反应的思路,建立了催化体系的构-效关系,并结合相关动力学研究,实现了 H2O2利用率的提高;在污染物降解的反应体系中,以实际工业应用为导向,选择工业废水中的难降解污染物（如硝基苯、喹啉、合成染料等）作为目标污染物,研究不同工艺条件的影响,并探索与生物降解技术偶联的可能性。首先研究了以Fe为主要活性位的Fe-Cu双金属催化体系。使用溶胶-凝胶法制备了一系列Al2O3负载的Fe-Cu双金属催化剂,并将其应用于硝基苯的降解过程中。其中,5Fe2.5Cu-Al2O3对硝基苯的去除率及矿化率均为最优,1 h内降解率可达100%,高于目前文献水平。结合体系中·OH的累积浓度与催化剂电子结构分析结果可知,Fe与Cu之间的协同作用能够提高·OH的生成速率,从而实现了硝基苯的高效深度降解。结合相关动力学研究与硝基苯降解路径来看,硝基苯的主要降解路径为·OH直接氧化,因此优化催化活性与E是能够进一步提高硝基苯降解速率的有效手段。通过响应曲面实验可获得E与各影响因素（反应温度、H2O2初始浓度、反应初始pH值和各因素之间的交互作用）相关的二元回归预测方程,该方程合理可靠,可预测并实现H2O2利用率的优化。随后研究了以Cu为主要活性位的Cu基催化体系。以非均相Cu基催化剂活化H2O2继而产生·OH的过程为切入点,首先通过调控单Cu模型催化剂中的Cu物种,并结合催化剂表征及密度泛函理论计算,确定了Cu+是吸附活化H2O2以及产生·OH的主要活性位,揭示了非均相Cu基Fenton催化剂活化H2O2产生·OH的反应机理。基于此理论,向筛选出的5Cu/Al2O3450催化剂中引入第二金属Sn以提高Cu物种周围电子云密度和催化剂表面的Lewis酸位点,同时提高了·OH的生成速率（为相关文献中Cu基催化剂的·OH生成量的10倍以上）和H2O2利用率（提高至单Cu催化剂的2倍以上）。为了考察所开发催化剂的普适性,将优化后的实验条件推广至其他难降解污染物（如甲基橙、酚类、含氮污染物等）的处理中,均获得良好的降解效果。处理后废水的生物降解性大大提高,有利于该技术在实际应用中与生化法联用,实现工业废水的深度降解。最后,针对目前本领域基础研究和工业应用尚且存在的问题进行了展望,为今后该类型催化剂的设计开发和的相关反应器和工艺的设计提供了一定的启示。
马玉石[6]（2021）在《共代谢降解三氯乙烯研究》文中研究说明三氯乙烯（Trichloroethylene,TCE）是石化废水中的一种典型特征有机污染物,具有浓度高、毒性强的特性。高浓度TCE废水如果直接进入生物处理单元,将会对生物处理系统造成严重冲击,最终影响处理效果和出水水质。因此,有必要寻找一种高效、经济的方法对高浓度TCE废水进行脱毒预处理。其中,共代谢作为一种有效的方式被广泛应用于难降解有毒有机污染物的降解脱毒。此外,石化生产单元产生的芳香族化合物废水也是石化行业面临的一个重要挑战。苯酚、苯甲酸作为芳香族代表性物质,研究学者表明苯酚、苯甲酸能够作为基质参与共代谢反应。针对上述问题,本研究重点解析了TCE厌氧生物处理毒性,并对葡萄糖作为共代谢基质的脱氯能力进行了分析;进一步研究了苯酚和苯甲酸两种不同基质及其浓度对TCE水解酸化降解脱毒的影响,获得了最优基质及浓度。在此基础上,探讨了苯酚或苯甲酸与TCE水解酸化共代谢机理。主要研究结果如下:（1）TCE水解酸化半抑制效应浓度为74.99 mg/L,产甲烷半抑制效应浓度为25.19 mg/L,TCE浓度超过25 mg/L时,产甲烷微生物难以恢复正常活性状态;以5000 mg COD/L葡萄糖作为共代谢基质,TCE浓度为10 mg/L、20 mg/L、30 mg/L、50 mg/L、100 mg/L和200 mg/L,水解酸化对应的脱氯率分别为21.53%、10.53%、8.31%、4.82%、2.93%和1.92%。表明TCE对水解酸化微生物和产甲烷微生物具有较强的毒性抑制性,葡萄糖作为共代谢基质随TCE浓度升高脱氯率急剧下降。（2）随苯酚与TCE质量浓度比和苯甲酸与TCE质量浓度比的提高,共代谢脱氯率、产酸总量、产甲烷总量随之升高,当苯酚:TCE质量浓度比为5:1（TCE浓度为75 mg/L,苯酚浓度为890 mg COD/L）与苯甲酸:TCE质量浓度比为6:1（TCE浓度为75mg/L,苯甲酸浓度为890 mg COD/L）时,TC E脱氯率分别为58.53%和49.71%,产酸总量分别为60.35 mg/L COD（g VSS）和50.93 mg/L COD（g VSS）,产甲烷总量分别为1.90 m L/g VSS和1.23 m L/g VSS。结果表明,苯酚:TCE质量浓度比为5:1条件下水解酸化对TCE的降解转化效果最好。（3）对共代谢各组分的蛋白质、多糖和DNA分析表明,苯酚作为共代谢基质能够使微生物产生相应的酶保护自身且能促进TCE的降解转化;EPS的荧光峰II均较强,说明EPS中蛋白质的主要组分为色氨酸类蛋白质,微生物在共代谢降解TCE过程中该蛋白能够结合部分毒性物质,促进TCE降解转化;紫外扫描光谱均在B吸收带出现吸收峰,且苯酚:TCE为5:1条件下UV254去除率要比苯甲酸:TCE为6:1条件下高9.62%,共代谢过程苯环和碳碳双键的同步去除才能促进共代谢效果。羧酸结构对苯甲酸共代谢体系造成影响,导致苯环开环更加困难,从而对TCE的降解转换效果不佳。（4）通过对最优条件下苯酚:TCE质量浓度比为5:1的代谢产物进行测定,代谢产物中含有苯酚、五氯环丙烷、氯甲基、硬脂酸等物质,可能是苯酚产生的加氧酶实现了对TCE的环氧化合物转化。
李娟[7]（2020）在《锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控》文中指出碘代芳香类有机物作为小分子碘代有机物（如碘仿和一碘乙酸）的重要前体物,其毒性高于碘代脂肪类副产物的毒性,且远高于氯代和溴代类似物的毒性。碘代芳香类有机物的生成直接影响水质安全,因此受到研究学者的关注。锰氧化物（高锰酸钾（KMnO4）和二氧化锰（MnO2））具有较好的稳定性和经济性,被广泛用于去除水环境中的有机和无机污染物。研究发现KMnO4和MnO2处理含碘水时将引起小分子碘代有机物的生成,威胁其在水处理中的广泛应用。然而,现阶段关于锰氧化物处理含碘水过程中,碘代芳香类有机物的生成规律以及相应调控方法的研究尚属空白。论文选取结构不同的酚类有机物为研究对象,考察了碘离子（I-）存在条件下,KMnO4和MnO2氧化酚类有机物过程中碘代芳香类有机物的生成机制,并提出了利用化学氧化剂单过硫酸盐（PMS）调控碘代芳香类有机物生成的方法。论文首先探究了I-对KMnO4氧化不同酚类有机物效能的影响以及影响机制。结果表明:以尼泊金酯为模型酚类有机物建立的动力学模型可以很好拟合其在各个条件下的转化规律,证明了I-对KMnO4氧化酚类有机物效能的影响主要与原位生成的次碘酸（HOI）的暴露量有关。HOI暴露量越大,I-对KMnO4氧化酚类有机物效能的促进程度越大。HOI暴露量与有机物结构密切相关:含供电子基团的酚类有机物（如双酚A和三氯生）与KMnO4反应速率高,体系中HOI暴露量较低;反之,含吸电子基团的酚类有机物（如双酚S和尼泊金酯）与KMnO4反应速率低,体系中HOI暴露量较高。I-促进KMnO4转化酚类有机物效能的同时伴随着碘代芳香类有机物的生成,主要是HOI与酚类有机物发生一次或多次亲电取代反应而生成。一般而言,KMnO4氧化体系中,HOI暴露量越大,碘代芳香类有机物的生成量也较大。在相同条件下,MnO2氧化三种双酚类有机物的效能以双酚A>双酚AF>>双酚S的顺序递减,主要与双酚类有机物的结构有关。双酚A结构中的供电子烷基基团提高了其与MnO2的反应活性,而双酚AF和双酚S结构中的氟烷基和硫氧基吸电子基团降低了它们与MnO2的反应活性。MnO2氧化双酚类有机物首先发生一电子转移产生酚氧自由基中间态,其进一步被氧化最终生成羟基化产物、碳碳或碳氧聚合产物以及断键氧化产物。I-对MnO2氧化双酚类有机物效能的影响与HOI暴露量密切相关。HOI暴露量越大,I-对MnO2氧化双酚类有机物效能的促进作用越明显;而HOI暴露量与溶液p H、有机物结构有关。双酚A与MnO2反应活性高于I-,体系中HOI暴露量低,在p H值为5.0-9.0范围内I-对MnO2氧化双酚A效能无明显影响。双酚AF和双酚S与MnO2反应活性低于I-,体系中HOI暴露量高,p H值为5.0-7.0条件下I-明显促进MnO2氧化它们的效能。而在p H值7.0-9.0范围内,MnO2氧化能力较弱,难以氧化I-,此时I-对MnO2氧化双酚AF和双酚S的效能无明显影响。I-存在时,MnO2氧化双酚AF和双酚S的过程中检测到多种碘代芳香类有机物,主要是HOI与双酚AF和双酚S或者它们的氧化产物发生一次或多次亲电取代而产生。生成的碘代芳香类有机物可进一步被MnO2或HOI转化。PMS与I-和HOI表现出极高的反应活性。实验结果表明,中性p H条件下,PMS氧化I-的二级反应速率常数达1.1×103 M-1s-1,远高于KMnO4氧化I-的速率(6.9 M-1s-1)。在p H值5.0-10.0范围内,PMS氧化HOI的二级反应速率仅次于臭氧且远高于KMnO4,在p H值为10.0时高达7.9×104 M-1s-1。碘形态质量守恒分析表明PMS氧化HOI最终生成稳定、无毒的碘酸盐（IO3-）。模型天然有机物和I-共同存在时,PMS氧化体系中生成一定量的总碘代有机物和小分子碘代有机物（如碘仿和一碘乙酸）,并且其生产量随着p H升高而降低。相同条件下,PMS氧化体系中碘仿和一碘乙酸生成量均低于液氯和氯胺消毒体系中的生成量,主要由于PMS氧化体系中HOI暴露量较低。实验室配水和实际水体中,PMS的加入均显着降低了I-对KMnO4氧化尼泊金酯的促进作用,并且大大减少了体系中碘代芳香类有机物的生成量。PMS浓度越高或p H越高,其对KMnO4氧化尼泊金酯过程中碘代芳香类有机物生成的抑制作用越明显,而相应的IO3-生成量越高。实验结果表明,PMS也可有效抑制MnO2氧化尼泊金酯过程中碘代芳香类有机物的生成。
程治文[8]（2020）在《温度与氧化电位对典型有机污染物降解速率的影响机制研究》文中研究说明水体中有机污染物的氧化降解是污染控制的重要手段之一。其中,提升反应温度和使用强氧化剂（高氧化电位）是常见的提高有机污染物去除效率的方法。目前,温度与氧化剂氧化电位提升效应下有机污染物的降解实验研究已较为成熟,但尚缺乏温度与氧化剂氧化电位提升效应下有机污染物降解速率与分子内在量子化学参数之间的关系研究,且不同分子结构的有机污染物对温度和氧化剂氧化电位提升效应的敏感程度有所差异。因此,本论文采用实验与理论计算相结合的方法,研究了温度和氧化剂氧化电位变化对有机污染物降解速率的影响规律,同时应用定量构效关系（QSAR）模型从微观角度揭示了温度和氧化剂氧化电位提升效应下影响有机污染物分子降解的内在量子因素,有望为水体中有机污染物的污染控制提供理论指导。主要研究结果如下:（1）温度每升高10℃（25-60℃）,有机污染物的臭氧氧化降解速率平均升高1.070±0.025倍（其中最小为皂黄的1.041±0.009倍;最大为灿烂绿的1.120±0.055倍）。有机污染物不同温度下臭氧氧化降解速率的预测模型（lnkO3=4.102+0.007 T-3.419 BOn+1.765f（+）x+5.698 ELUMO-4.016 EHOMO-0.241On）表明有机物分子中氧原子数量、键级、福井指数及前线轨道能量是影响其臭氧氧化降解速率的内在决定因素。有机污染物臭氧氧化反应活化能的QSAR模型（Ea=18.840-295.644 f（+）x-28.949 Egap+0.001 EB3LYP）表明温度提升效应下影响有机污染物臭氧氧化降解速率的内在量子因素为有机物亲核反应福井指数、前线轨道能量差和分子自身能量。（2）温度每升高10℃（25-60℃）,有机污染物的Fenton氧化降解速率平均升高1.652±0.930倍（其中最小为橙黄G的1.032±0.035倍;最大为甲基橙的5.439±4.665倍）。有机污染物不同温度下Fenton氧化降解速率的预测模型（lgk=-2.813+0.015 T-15.608 1/T-0.013 Cn+0.361（On:Cn）+7.392 q（CH+）x+1.188 q（C-）x-0.167 Egap+4.120 E2gap-2.678 q（H+）+1.475 BOn-15.675 f（+）n+0.383 f（0）x）表明有机物分子的碳原子局部电荷、福井指数及键级是影响其Fenton氧化降解速率的内在决定因素。有机污染物Fenton氧化反应活化能的QSAR模型（Ea=47.273+0.022 EB3LYP+967.312f（0）n-914.483f（-）n）表明温度提升效应下影响有机污染物Fenton氧化降解速率的内在因素为有机物亲电、亲自由基反应福井指数和分子自身能量。（3）温度每升高50℃（350-550℃）,有机污染物的超临界水氧化TOC降解速率平均升高1.915±0.234倍（其中最小为硝基苯的1.586±0.448倍;最大为茜素黄GG的2.268±0.789倍）。有机污染物矿化反应的活化能和指前因子最优QSAR模型分别为:Ea=60.505+25.791 q（C-）x+164.746 f（+）n-0.003 EB3LYP+99.507 EHOMO和A=-1.530-0.001 EB3LYP+9.849 q（C-）x+3.756 BOn+64.526 f（+）n,表明有机污染物碳原子的局部电荷、福井指数、分子能量、前线轨道能量以及键级是温度提升效应下影响超临界水氧化TOC去除的内在决定因素。此外,有机污染物在SCWO中TOC降解速率的3D-QSAR模型（CoMFA和CoMSIA两种模型）研究表明影响其TOC去除的主要因素分别是立体场和疏水场。（4）研究了 30种有机污染物在Fenton氧化、臭氧氧化、过氧化氢氧化以及氧气氧化条件下的降解速率与氧化剂氧化电位之间的关系。建立了评估和预测有机污染物降解速率的新指标:即电位斜率常数ip-k（氧化电位变化对有机物降解速率变化的影响）和表观工作电位E1（指有机污染物降解速率k为1.0 min-1时的氧化剂工作电位）。结果发现,30种有机物的电位斜率常数平均为5.778±1.319,其中最大为邻硝基苯胺（8.250±1.851）,最小为甲基红（2.735±0.694）;氧化剂电位每升高1.0 V有机物降解速率平均提高1.026±1.764 min-1;30种有机物的氧化剂表观工作电位平均为2.703±2.696 V。相关QSAR研究结果表明μ、q（H）+和q（CH）x+是影响电位斜率常数指标的主要内在因素;q（H）+、q（C-）x和BOx是影响表观工作电位指标的主要内在因素。（5）通过有机物氧化反应活化能和电位斜率常数ip-k的结构关系研究,比较了温度与氧化电位对有机污染物氧化效应提升影响的内在因素。有机物氧化反应活化能的QSAR研究表明f（+）n、Egap和EB3LYP是温度影响下有机物臭氧氧化降解速率变化的主要内在量子因素,f（0）n、f（-）n和EB3LYP是温度影响下有机物Fenton氧化降解速率变化的主要内在量子因素,表明有机物分子能量或轨道能级水平是影响降解速率对温度敏感性的决定因素。电位斜率常数的QSAR研究表明μ、q（H）+和q（CH）x+是氧化剂氧化电位影响下有机物降解速率变化的主要内在量子因素,表明电荷布居的差异是影响其对氧化剂电位敏感性的决定因素。
贾雄[9]（2020）在《不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究》文中进行了进一步梳理苯酚类化合物既是一类天然化合物也是化工产品,而且是很多污染物（如多环芳烃、联苯等）在环境中降解的产物,因此苯酚类化合物是环境中的一类常见污染物。土壤是环境中污染物的重要汇,土壤中苯酚类污染物的迁移、转化和残留等环境过程对其环境风险有决定性作用。虽然现有研究表明苯酚类污染物在环境中易转化,然而该类污染物在土壤环境中的长期归趋以及残留的特征却不清楚。土壤环境的氧化还原状态经常变化,这种变化下,苯酚类污染物的归趋和残留情况如何尚未有报道。结合态残留（亦称不可提态残留,non-extractable residues,NERs）是污染物在土壤环境中的一个重要归趋,但是苯酚类污染物在不同氧化状态土壤中形成NERs的机理以及氧化状态变化时NERs的赋存状态、分布和稳定性等特征尚不明确。针对上述研究不足,本论文围绕土壤环境中苯酚类污染物的环境归趋和行为,以2,4,6-三溴代苯酚（TBP）和儿茶酚分别为易还原苯酚及易氧化苯酚（TBP经历还原-氧化过程即可转化成为儿茶酚）的模型化合物,采用C-14放射性和C-13稳定性同位素示踪技术,研究了土壤持续有氧或无氧状态及氧化还原状态变化时,苯酚类化合物的降解、转化、矿化及NERs等环境归趋,土壤腐殖物质（humic substances,HS）和可变价态离子对归趋的影响,以及在土壤中残留的赋存特征,尤其是NERs的形成、化学结构和稳定性等性质,为正确评价苯酚类污染物的土壤环境风险提供重要理论和数据支撑。具体如下:（1）TBP在持续无氧、持续有氧以及顺序无氧-有氧转换培养条件下,在土壤中的归趋和残留。TBP在土壤中可发生厌氧还原和好氧氧化降解,在上述三种条件下均可转化、矿化及形成NERs。TBP在土壤中的消散遵循一级动力学模型;持续无氧和持续有氧条件下的半衰期分别为17天和5.2天,在培养60天后的矿化（CO2）量分别为13%和26%、NERs分别为62%和70%;在两种条件下,代谢产物均在培养初期随时间逐渐增加,在30天左右开始降解速率逐渐大于生成速率,含量降低到约5%。上述结果表明,NERs的形成是土壤中TBP的主要归趋。NERs在土壤HS组分上结合的大小顺序为:胡敏酸（HAs）>富里酸（FAs）>胡敏素（humin）。有氧条件下,TBP的消散和转化明显快于无氧条件;当土壤由无氧转为有氧时,TBP的消散、转化和矿化得到明显促进。有趣的现象是,TBP在土壤中NERs形成量与其消散成正相关,表明疏水性TBP在其消散和转化过程中极易与腐殖物质结合生成NERs。研究结果表明,TBP尽管在有氧和无氧土壤中,都可降解和矿化,且消散半衰期<20天,然而TBP并没有真正的从土壤中去除,而是形成大量NERs。这些NERs如果在土壤环境发生改变时,可能被释放成为生物可利用态,对土壤环境会产生潜在风险;在评价TBP的土壤环境风险时,应该考虑NERs的形成和性质。（2）HAs氧化还原状态改变而生成的活性氧自由基（ROS）对儿茶酚降解和腐殖化的诱导作用。土壤HAs经过H2/Pd还原后,再经O2氧化（即由还原态转化为氧化态）时,可产生ROS。研究发现,该ROS不仅能降解转化儿茶酚,而且促进儿茶酚在HAs上的共价结合;这种结合既是一种NERs的形成机制,也是一种新的苯酚类化合物的腐殖化途径,即HS-酚聚合途径。当还原态HAs(HAred)中通入空气时(处理组HAred-Air),20 min反应时间内,加入其中的儿茶酚有70%被转化,转化量显着高于其它几个处理组:未还原HAs(HAorg)中通入空气(HAorg-Air)（43%）、HAred中通入N2(HAred-N2)（25%）、HAorg中通入N2(HAorg-N2)（19%）。电子顺磁共振检测表明,当空气通入HAred中时,HAred-Air处理组中有大量ROS生成。儿茶酚转化过程中伴随着疏水性转化产物（HTPs）的生成,但是更多的儿茶酚是结合到HAs分子上形成NERs;在HAred-Air处理组中,NERs达到26%,因此还原态HAs变成氧化态促进了与其共存的儿茶酚的腐殖化过程。NERs的生成量与儿茶酚的转化量成正比,这一结果和上述土壤中TBP归趋研究中发现的NERs生成规律相一致。由于可变价态金属离子能发生氧化和还原,可能会和HAs的氧化产生相互作用（竞争电子受体或给体）,因此本文研究了Cu（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）的存在对儿茶酚转化和腐殖化的影响。Cu（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）的添加促进了HAred-N2和HAorg-N2处理组中儿茶酚的转化,该促进作用在反应初始阶段即有体现。在20 min的氧化过程中,由于对ROS的淬灭,Cu（Ⅱ）抑制了HAred-Air处理组中儿茶酚的转化及腐殖化;添加少量Cu（Ⅱ）时,HAorg-Air处理组中儿茶酚转化未见明显变化,但当Cu（Ⅱ）的添加浓度为0.2 m M时,Cu（Ⅱ）可能与儿茶酚反应生成邻苯醌,进而促进儿茶酚的转化。在20 min的氧化过程中,Fe（Ⅱ）的添加对HAred-Air和HAorg-Air处理组中儿茶酚的转化影响不明显,这可能与ROS的同步生成与消耗有关。由于Fe（Ⅱ）在添加时刻对儿茶酚转化具有促进作用,所以总体上Fe（Ⅱ）的添加促进了儿茶酚的转化。综上,HAs氧化还原状态的变化可促进儿茶酚的转化及腐殖化,且该过程会因可变价态金属离子的存在被促进或抑制。研究结果揭示了氧化还原状态变化条件下HAs促进了酚类物质的非生物转化,是微生物活性较低的环境（如低温条件）中除光化学反应外又一重要的酚类物质的非生物转化过程。而儿茶酚与HAs分子的结合,是自然环境中一种非常重要的化学形式的腐殖化过程,这一新过程（HS-酚聚合）不同于传统的醌-胺缩合腐殖化过程。在富含HS成分,且水位频繁变化的湿地、土壤和沉积物中以及植物根际,这种HS-酚聚合过程可能是小分子酚类物质转化和腐殖化的重要推动力。研究结果为自然环境中酚类物质的归趋以及碳循环的深入研究提供了重要的理论支撑。（3）儿茶酚在有氧土壤中的长期归趋及NERs的特征。采用13C和14C双标记儿茶酚,在有氧条件下培养4.1年,发现除了矿化外,儿茶酚的归趋几乎全是NERs（>99%残留量）;残留碳大多仍以芳香环或以羰基和羧基碳形式共价键结合在HS分子上,并主要分布在胡敏素中,受矿物吸附或物理包埋作用在土壤中得到保护。经过4.1年时间,儿茶酚在土壤中的归趋为矿化占比48.0%,水可溶态1.3%,碱性可提取HS 24.3%,胡敏素残留态27.8%,因此在土壤中的残留几乎都结合在HS上。和前面研究所发现的儿茶酚与HAs非生物结合的现象一致,儿茶酚在土壤中可以快速地非生物方式结合到HS上,变得相对稳定。儿茶酚在土壤中的矿化符合双组分一级动力学模型,分别代表活性组分（占比17.2%）和惰性组分（占比82.8%）;两个组分矿化一半所需时间分别为27.8天和4.75年。培养（或老化）过程中,HAs形式残留含量减少,而胡敏素形式残留增加,表明矿化主要来自HAs组分。对胡敏素（HS中最稳定的组分）采用硅烷化发现,儿茶酚残留多于99%是以共价键形式结合到胡敏素上。14C-HP-GPC对碱溶态HS分析表明,儿茶酚残留不均匀地结合在HS分子上,主要集中在0.2-20 k Da分子大小范围内,或1-20 k Da的HAs分子上。固相DP MAS和液相13C NMR分析表明,儿茶酚分子在土壤中的残留碳大部分仍以苯环、部分以羰基或羧基碳形式存在。儿茶酚在土壤中残留仍可在新鲜土壤中继续矿化,但当残留从土壤中分离出来时,或者把土壤经硅烷化处理后,这些残留在新鲜土壤中矿化显着增加,表明土壤中矿物或金属离子对儿茶酚残留物的稳定性有重要贡献。由于儿茶酚是多种芳香类污染物（包括酚、苯胺、多环芳烃、联苯等）的微生物降解中间产物,儿茶酚在土壤中NERs的性质也在一定程度上反映了这些污染物的NERs情况。虽然这些NERs以比较稳定的共价键结合在HS上（特别是在最稳定的胡敏素组分中）,在土壤环境中相对稳定,然而当环境条件发生变化,例如保护机制（矿物吸附或物理包埋等）受到破坏时,这些残留的生物可利用性增加,有可能对环境产生一定风险,应值得关注。综上所述,利用C-14和C-13同位素示踪技术,本文揭示了苯酚类污染物在土壤中的主要归趋是形成NERs;阐明了NERs主要是通过共价键不均匀地结合到土壤HS分子上,发现了一种酚类小分子的腐殖化新途径。NERs的形成量和降解转化率成正比,还原降解和氧化降解都能促进三溴酚在土壤中NERs的形成。在酚类污染物环境归趋和NERs形成过程中,微生物起着重要作用,然而环境无氧-有氧状态变化诱导HS分子生成的ROS对酚的转化用则是一种重要的非生物机制。不同酚类化合物的NERs在HS中的分布不同;TBP的NERs主要分布在HAs上,而儿茶酚NERs则主要分布在胡敏素中。NERs是HS的一部分,且在土壤中会受到物理化学的锁定（保护）作用,NERs的赋存形态决定了其在土壤中的稳定性;长期老化过程中,HAs中的NERs会优先于胡敏素中的NERs被矿化。本文有关酚类污染物在不同氧化还原状态条件下NERs的形成机制和环境稳定性的研究结果,对于全面评价该类污染物的环境风险提供了重要参考,具有重要理论和现实意义。
关朝婷[10]（2020）在《碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制》文中认为过二硫酸盐（peroxodisulfate,PDS）是一类常见的氧化剂,因其具有绿色环保、价格低廉、便于保存和运输等优点,近些年在水处理领域受到了日益增加的关注。PDS的应用通常需要一定的外界条件激发,使其分解产生具有强氧化能力的硫酸根自由基(SO4·-),从而实现对水中有机微污染物的高效降解。有研究发现某些碳材料能够通过非自由基路径增强PDS的氧化能力,然而潜在的反应机理尚不清晰。本研究采用商品碳纳米管（carbon nanotube,CNT）作为PDS的活化剂,深入探究CNT活化PDS的非自由基机理,鉴定反应中产生的氧化活性成分,考察了不同有机微污染物在PDS/CNT体系的降解效能及氧化产物。着重研究了无机卤素离子以及典型卤代有机物在PDS/CNT体系的转化,据此评估该体系卤代副产物的生成势。PDS/CNT体系对有机化合物的氧化展示出了明显的选择性,对富电子的酚类化合物及磺胺类药物具有较高的氧化活性,但几乎不能氧化难降解的芳香族化合物如苯甲酸。利用不同类型的CNT活化PDS氧化有机物时,发现了相似的选择性。通过自由基和单线态氧捕获实验、电子顺磁共振技术、傅立叶变换红外光谱法以及监测PDS分解等方法,证实CNT活化PDS的非自由基机理主要是通过PDS与CNT表面某些活性位点（如氮原子的邻域和缺陷位点）结合产生了表面活性复合物,其氧化能力相对温和,因此对有机化合物的降解具有较强的选择性。选取醋氨酚（acetaminophen,ATP）作为酚类污染物的代表,系统地研究其在PDS/CNT体系的氧化动力学和产物。结果表明PDS/CNT体系对ATP具有很高的氧化活性,在研究的实验条件下,ATP在中性p H下的氧化速率最快,假一级反应速率常数（kobs）为0.6682 min-1。p H升高或降低都导致其氧化速率的下降,在p H=5和9时,kobs值分别为0.3045和0.4567 min-1。随着PDS投量的增加,ATP在PDS/CNT体系的氧化速率先加快后保持不变,即有机物在PDS/CNT体系的降解展示出与PDS浓度有关的饱和动力学。ATP的氧化速率随着CNT投量的增加而线性增加。无机阴离子如氯离子和碳酸根离子的存在几乎不影响ATP的降解,而腐殖酸对ATP的降解展示出一定程度的抑制作用。PDS/CNT体系氧化ATP产生了多种中间产物,反应路径主要涉及羟基化作用、自由基耦合过程、分子内脱水反应以及乙酰氨基转化产生亚硝基的反应。PDS/CNT体系与溴离子（Br-）的反应活性很低,反应过程中未检测到次溴酸（HOBr）或溴酸盐（BrO3-）的生成。溴代有机物如2-溴酚（2-bromophenol,2-BrP）、3-溴酚（3-bromophenol,3-BrP）和4-溴酚（4-bromophenol,4-BrP）能够被PDS/CNT体系有效地降解,在研究的实验条件下,它们在中性pH下的氧化速率分别为0.1870,0.0951和0.1223 min-1。溴酚与PDS/CNT体系的反应产生了多种聚合溴代物,主要包括羟基化的多溴联苯和羟基化的多溴联苯醚,它们的生成路径主要涉及到PDS/CNT体系与溴酚发生一电子氧化反应产生酚氧自由基,这些自由基随后经历耦合反应产生了一系列的聚合产物。尽管这些溴代聚合产物具有比母体有机物更高的毒性,但由于CNT良好的吸附性能,这些产物生成后几乎完全被CNT吸附去除,未在反应后的溶液中检出。此外,SO4·-氧化溴酚的产物与PDS/CNT体系的氧化产物具有较大差异,揭示了自由基与非自由基氧化过程的本质差异。不同于Br-,碘离子（I-）能够与PDS/CNT体系快速反应,并产生了等化学计量比的次碘酸（HOI）,然而HOI进一步向碘酸盐（IO3-）的转化是可忽略的。I-的存在加速了酚类化合物在PDS/CNT体系的氧化,例如,在研究的实验条件下,10μM I-的存在使得对羟基苯甲酸（p-HBA）的氧化速率从0.0058增大到0.0122min-1,即kobs值增大约2.1倍,这主要是由于I-的转化产物HOI对酚类化合物具有较高的反应活性。以p-HBA为代表物探究了I-存在时PDS/CNT体系与有机物反应过程中碘代氧化副产物的产生情况。结果表明,p-HBA在PDS/CNT/I-体系的转化产生了多种碘代芳香族化合物,它们的生成路径主要涉及到HOI与苯环的碘代反应、脱羧反应、一电子转移过程以及自由基耦合反应等。实际水体加标实验中也检测到了类似的碘代芳香族化合物,对这些产物进行半定量分析的结果显示,随着反应的进行,它们的浓度先升高至最大值,随后逐渐降低至完全消失,表明PDS/CNT体系能够进一步氧化去除产生的碘代芳香族副产物。此外,以碘帕醇（iopamidol,IPM）作为碘代有机物的代表,PDS/CNT体系不能有效降解IPM,这归因于非自由基活性成分对结构复杂的大分子有机物反应活性较低。因此,PDS/CNT氧化技术在用于降解水中有机微污染物时,具有较低的溴代或碘代氧化副产物的生成风险。
二、苯甲酸、苯酚及苯胺类在自然水体中的生物降解速率（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、苯甲酸、苯酚及苯胺类在自然水体中的生物降解速率（论文提纲范文）
（1）活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 煤热解工业的产生与发展 |
| 1.1.2 煤热解废水的来源与特性 |
| 1.1.3 煤热解废水处理存在的问题与难点 |
| 1.2 煤热解废水中的环状化合物研究 |
| 1.2.1 环状化合物的毒性 |
| 1.2.2 环状化合物的降解性 |
| 1.2.3 环状化合物的生物毒性与生物降解性的关联 |
| 1.3 废水处理工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.3.1 物理化学工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.3.2 生化工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.4 活性焦强化生物降解环状化合物的研究 |
| 1.4.1 活性焦特性 |
| 1.4.2 活性焦强化生物降解环状化合物的作用 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.6 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 生物毒性试验 |
| 2.2.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦的制备 |
| 2.2.3 吸附试验 |
| 2.2.4 活性焦强化微生物降解环状化合物的静态试验 |
| 2.2.5 活性焦强化微生物降解环状化合物的动态试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 降解产物测定 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.4 材料理化性质表征 |
| 2.3.5 微生物分子生物学检测及数据处理 |
| 第3章 活性焦吸附去除环状化合物性能与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 典型环状化合物生物毒性 |
| 3.2.1 典型环状化合物单组分生物毒性 |
| 3.2.2 典型环状化合物多组分联合毒性 |
| 3.3 活性焦吸附环状化合物性能与影响因素 |
| 3.3.1 活性焦与活性炭吸附环状化合物的性能对比 |
| 3.3.2 活性焦吸附环状化合物过程的影响因素 |
| 3.4 活性焦吸附典型环状化合物动力学及热力学行为 |
| 3.4.1 典型环状化合物的理化性质 |
| 3.4.2 活性焦吸附典型环状化合物动力学行为 |
| 3.4.3 活性焦吸附典型环状化合物热力学行为 |
| 3.5 活性焦吸附煤热解废水环状化合物作用机制 |
| 3.5.1 活性焦理化性质表征 |
| 3.5.2 活性焦吸附环状化合物及减毒机制分析 |
| 3.6 活性焦吸附位点的原位生物再生 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 活性焦强化微氧生物降解环状化合物性能与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的影响因素 |
| 4.2.1 酚浓度的影响 |
| 4.2.2 氮杂环和多环芳烃的影响 |
| 4.2.3 水力停留时间的影响 |
| 4.3 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的性能 |
| 4.3.1 环状化合物的去除性能 |
| 4.3.2 生物毒性和可生化性的改变 |
| 4.4 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的生物特性 |
| 4.4.1 活性污泥特性 |
| 4.4.2 微生物群落特性 |
| 4.5 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的机制 |
| 4.5.1 活性焦的弹性吸附 |
| 4.5.2 活性焦强化微氧生物群落的分化 |
| 4.5.3 活性焦强化微氧生物群落的代谢功能 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物性能与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的影响因素 |
| 5.2.1 酚浓度的影响 |
| 5.2.2 活性焦投量和HRT的影响 |
| 5.3 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的性能 |
| 5.3.1 环状化合物的去除性能 |
| 5.3.2 生物毒性和可生化性的改变 |
| 5.4 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的生物特性 |
| 5.4.1 活性污泥特性 |
| 5.4.2 微生物群落特性 |
| 5.5 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的机制 |
| 5.5.1 纳米Fe_3O_4负载活性焦对微生物体系的电化学强化作用 |
| 5.5.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化环状化合物降解的宏基因组学分析 |
| 5.5.3 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化环状化合物降解的途径与机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）Co（Ⅱ）-BiOCl@生物炭光催化降解酚类污染物的效能及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源与研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.2 酚类污染物研究现状 |
| 1.2.1 酚类污染物的来源及危害 |
| 1.2.2 酚类污染物去除方法研究进展 |
| 1.2.3 酚类污染物降解机理分析现状 |
| 1.3 紫外光解与光催化氧化处理技术研究现状 |
| 1.3.1 紫外光解研究进展 |
| 1.3.2 紫外光催化氧化研究进展 |
| 1.4 氯氧铋催化剂研究进展 |
| 1.4.1 氯氧铋催化剂性质及催化机理 |
| 1.4.2 氯氧铋催化剂制备方法研究现状 |
| 1.4.3 氯氧铋催化剂改性方法研究现状 |
| 1.5 DFT理论分析方法综述 |
| 1.5.1 激发态分析 |
| 1.5.2 反应特性分析 |
| 1.5.3 过渡态理论 |
| 1.6 存在的问题及课题的提出与研究的目的和意义 |
| 1.6.1 存在的问题及本课题的提出 |
| 1.6.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.7 课题主要研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 主要研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 催化材料的制备与表征 |
| 2.2.1 催化材料的制备 |
| 2.2.2 催化材料的表征 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 紫外光辐照度变化规律实验 |
| 2.3.2 紫外光降解实验 |
| 2.3.3 紫外光催化实验 |
| 2.3.4 动力学研究 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 目标污染物分析方法 |
| 2.4.2 活性物种检测方法 |
| 2.4.3 降解产物分析方法 |
| 2.4.4 总有机碳分析 |
| 2.4.5 无机离子分析 |
| 2.5 Gaussian理论计算方法 |
| 2.5.1 量子化学描述符 |
| 2.5.2 福井函数 |
| 2.5.3 平均局域离子化能 |
| 2.5.4 热力学机制 |
| 第3章 UV和VUV对不同取代基酚类污染物的光解规律研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 UV和VUV在不同介质中的辐照度变化 |
| 3.3 UV和VUV对不同取代基酚类污染物光解规律 |
| 3.3.1 光解效能 |
| 3.3.2 光解动力学研究 |
| 3.4 紫外光光解酚类污染物影响因素 |
| 3.4.1 初始浓度的影响 |
| 3.4.2 初始p H值的影响 |
| 3.4.3 光解时间的影响 |
| 3.4.4 不同水质背景下酚类污染物的紫外光解效能 |
| 3.4.5 水中常见无机离子对酚类污染物紫外光解效能的影响 |
| 3.5 腐殖酸对酚类污染物VUV光解效能的影响 |
| 3.5.1 腐殖酸浓度的影响 |
| 3.5.2 腐殖酸官能团理论分析 |
| 3.6 紫外光照射体系下反应活性物种的识别与矿化度 |
| 3.6.1 反应活性物种的识别 |
| 3.6.2 矿化分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭对难光解酚的VUV光催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 催化反应体系的确定与合成条件影响因素研究 |
| 4.2.1 催化反应体系的确定 |
| 4.2.2 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭合成条件的优化 |
| 4.3 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭复合光催化材料的结构表征 |
| 4.3.1 晶型分析 |
| 4.3.2 形貌分析 |
| 4.3.3 元素组成及价态分析 |
| 4.3.4 光学性能分析 |
| 4.4 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭VUV辐照下的光催化效能研究 |
| 4.4.1 降解效能及能耗分析 |
| 4.4.2 反应条件对Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭催化活性的影响 |
| 4.4.3 循环使用次数对Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭光催化性能的影响 |
| 4.4.4 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭在不同水质背景下对PNP降解效能研究 |
| 4.5 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭对难光解酚的降解效能研究 |
| 4.6 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭VUV光催化体系下反应活性物种识别与矿化分析 |
| 4.6.1 反应活性物种的识别 |
| 4.6.2 矿化分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 基于DFT理论的酚类污染物紫外光解与光催化机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同取代基酚类污染物分子结构 |
| 5.3 不同取代基酚类污染物反应特性DFT理论研究 |
| 5.3.1 电荷数值分布 |
| 5.3.2 物质给电子能力 |
| 5.3.3 前线轨道能量 |
| 5.3.4 热力学反应能量 |
| 5.4 反应活性位点分析 |
| 5.4.1 福井函数分析 |
| 5.4.2 平均局部离子化能分析 |
| 5.5 取代酚污染物降解机理分析 |
| 5.5.1 苯酚在VUV紫外光照射下的降解路径 |
| 5.5.2 对苯二酚在VUV紫外光照射下的降解路径 |
| 5.5.3 对硝基苯酚在VUV紫外光照射下的降解路径 |
| 5.6 双酚A降解机理分析 |
| 5.6.1 ·OH氧化BPA机理分析 |
| 5.6.2 BPA紫外光解机理分析 |
| 5.6.3 BPA在 VUV照射下的降解路径 |
| 5.7 Co(Ⅱ)-BiOCl@生物炭在VUV照射下的光催化机制分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 结论 |
| 附录 |
| 附录 A 酚类污染物的键长 |
| 附录 B 酚类污染物的键角 |
| 附录 C 平均局部离子化能极值点值 |
| 附录 D BPA与·OH反应过渡态与中间产物 |
| 附录 E BPA与·OH反应过渡态IRC路径图 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 紫外/氯高级氧化工艺的技术特点及应用现状 |
| 1.2.1 紫外/氯高级氧化技术理论基础 |
| 1.2.2 紫外/氯高级氧化工艺在水处理中的应用 |
| 1.3 紫外/氯高级氧化工艺对消毒副产物生成的影响 |
| 1.3.1 消毒副产物简介 |
| 1.3.2 消毒副产物前体物介绍 |
| 1.3.3 紫外/氯高级氧化工艺中消毒副产物的生成研究 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 方案及技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.1 前体模式物溶液配制 |
| 2.1.2 氯储备液 |
| 2.1.3 消毒副产物标准样品 |
| 2.1.4 pH缓冲溶液 |
| 2.2 检测指标的测定 |
| 2.2.1 余氯的测定 |
| 2.2.2 消毒副产物的测定 |
| 2.2.3 溴结合因子计算方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 3 紫外/氯高级氧化工艺中惰性苯衍生物的DBPs生成特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 苯甲酸 |
| 3.2.1 苯甲酸需氯量计算 |
| 3.2.2 苯甲酸的消毒副产物生成评估 |
| 3.2.3 溴离子对苯甲酸生成消毒副产物的影响 |
| 3.3 硝基苯 |
| 3.3.1 硝基苯需氯量计算 |
| 3.3.2 硝基苯的消毒副产物生成研究 |
| 3.3.3 溴离子对硝基苯生成消毒副产物的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 紫外/氯高级氧化工艺中活性苯衍生物的DBPs生成特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 苯酚 |
| 4.2.1 苯酚需氯量计算 |
| 4.2.2 苯酚的消毒副产物生成研究 |
| 4.2.3 溴离子对苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.3 间苯二酚 |
| 4.3.1 间苯二酚需氯量计算 |
| 4.3.2 间苯二酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.3.3 溴离子对间苯二酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.4 邻氯苯酚 |
| 4.4.1 邻氯苯酚需氯量计算 |
| 4.4.2 邻氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.4.3 溴离子对邻氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.5 对氯苯酚 |
| 4.5.1 对氯苯酚需氯量计算 |
| 4.5.2 对氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.5.3 溴离子对对氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.6 2,4,6-三氯苯酚 |
| 4.6.1 2,4,6-三氯苯酚需氯量计算 |
| 4.6.2 2,4,6-三氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.6.3 溴离子对2,4,6-三氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 研究结论、创新点与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的论文 |
| 致谢 |
（4）大气和造纸废水中甲氧基苯酚类污染物去除机制的理论研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 大气中甲氧基苯酚类污染物的研究背景和研究现状 |
| 1.1.1 生物质燃烧概述 |
| 1.1.2 木质素概述 |
| 1.1.3 木材燃烧中的甲氧基苯酚类污染物 |
| 1.1.4 大气中甲氧基苯酚类污染物的研究现状 |
| 1.2 造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的研究背景和研究现状 |
| 1.2.1 造纸废水的研究背景和研究现状 |
| 1.2.2 造纸废水中的氯代甲氧基苯酚类污染物 |
| 1.2.3 光催化氧化技术在造纸废水处理中的应用现状 |
| 1.3 选题思路及研究内容 |
| 1.3.1 大气中甲氧基苯酚类污染物的降解机制 |
| 1.3.2 造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的去除机制 |
| 1.4 理论基础 |
| 1.4.1 密度泛函理论 |
| 1.4.2 RRKM理论 |
| 1.4.3 定量构效关系 |
| 第二章 大气中愈创木酚及其衍生物与NO_3~·的氧化降解 |
| 2.1 计算方法 |
| 2.2 GUA与NO_3~·的反应机理与动力学 |
| 2.2.1 NO_3~·和GUA的初始反应 |
| 2.2.2 IM1的次级反应 |
| 2.2.3 NO_3~·-GUA的次级反应 |
| 2.3 4-MG和NO_3~·的反应机理和动力学 |
| 2.4 4-EG与NO_3~·的反应机理和动力学 |
| 2.5 生态毒性评估 |
| 2.5.1 甲氧基苯酚类污染物的毒性 |
| 2.5.2 降解产物的毒性 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 取代基对芳香族化合物与NO_3~·反应活性的影响 |
| 3.1 计算方法 |
| 3.2 与NO_3~·加成反应的机理和动力学 |
| 3.3 与文献数据比较 |
| 3.4 反应性趋势 |
| 3.5 转化产物及其毒性评估 |
| 3.5.1 转化产物 |
| 3.5.2 毒性评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 造纸废水中氯代甲氧基苯酚类污染物的光催化降解 |
| 4.1 三元硼碳氮(BCN)纳米材料作为光催化剂降解4-氯愈创木酚 |
| 4.1.1 计算方法 |
| 4.1.2 4-CG在GP、BN和BCN纳米片上的吸附机理 |
| 4.1.3 4-CG与~·OH的初始反应机理和动力学 |
| 4.1.4 三种催化剂对4-CG降解的影响 |
| 4.1.5 4-CG的转化产物 |
| 4.1.6 光催化降解过程中4-CG的毒性变化 |
| 4.2 硼掺杂氮化碳(g-C_3N_4)纳米材料作为光催化剂降解4,5-二氯愈创木酚 |
| 4.2.1 计算方法 |
| 4.2.2 单层g-C_3N_4的几何结构 |
| 4.2.3 单层g-C_3N_4的电子性质 |
| 4.2.4 B掺杂单层g-C_3N_4的形成能 |
| 4.2.5 B掺杂单层g-C_3N_4的电子性质 |
| 4.2.6 B掺杂单层g-C_3N_4吸附性能的研究 |
| 4.2.7 光学性质 |
| 4.2.8 光诱导载流子的有效质量和氧化还原能力 |
| 4.3 B/P/S掺杂C_2N纳米材料作为光催化剂降解甲氧基苯酚类 |
| 4.3.1 计算方法 |
| 4.3.2 C_2N和B/P/S掺杂C_2N的电子结构 |
| 4.3.3 甲氧基苯酚类在原始C_2N和B/P/S掺杂的C_2N上的吸附 |
| 4.3.4 GUA在原始和B/P/S掺杂的C_2N纳米片上的吸附机理 |
| 4.3.5 原始和B/P/S掺杂C_2N纳米片的电子和光学性质 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结、创新与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 工作展望 |
| 参考文献 |
| 博士期间成果和所获荣誉 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（5）多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水环境与政策形势 |
| 1.1.2 有机污染物及其危害 |
| 1.1.3 难降解有机污染物 |
| 1.1.4 水处理技术 |
| 1.1.5 高级氧化技术 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 Fenton反应 |
| 1.2.2 铁基催化剂 |
| 1.2.3 铜基催化剂 |
| 1.2.4 非金属催化剂 |
| 第2章 研究思路、内容及创新点 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 创新点 |
| 第3章 Fe-Cu双金属催化体系的构建及构-效关系研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 催化剂制备 |
| 3.2.4 催化剂活性测试 |
| 3.2.5 催化剂表征 |
| 3.2.6 降解路径分析 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 催化剂活性测试 |
| 3.4 反应条件影响 |
| 3.4.1 H_2O_2投放量的影响 |
| 3.4.2 硝基苯初始浓度的影响 |
| 3.4.3 反应温度的影响 |
| 3.4.4 催化剂用量的影响 |
| 3.5 5Fe2.5Cu-Al_2O_3的套用实验和稳定性 |
| 3.6 ·OH的定性与定量分析 |
| 3.7 催化剂物相结构 |
| 3.7.1 氮气物理吸附(N_2-BET) |
| 3.7.2 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 3.7.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.7.4 穆斯堡尔谱(Mossbauer) |
| 3.8 催化剂电子结构 |
| 3.8.1 氢气程序升温还原(H2-TPR) |
| 3.8.2 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.9 构-效关系 |
| 3.10 硝基苯降解路径 |
| 3.10.1 硝基苯动态降解过程 |
| 3.10.2 中间产物 |
| 3.10.3 硝基苯降解动力学研究 |
| 3.11 本章小结 |
| 第4章 Fe-Cu双金属催化体系中H_2O_2利用率的优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 催化剂制备 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 H_2O_2分解动力学研究 |
| 4.3.1 H_2O_2初始浓度影响 |
| 4.3.2 扩散影响 |
| 4.3.3 反应温度影响 |
| 4.3.4 反应机理 |
| 4.4 ·OH生成动力学研究 |
| 4.5 H_2O_2利用率单因素实验 |
| 4.5.1 反应温度的影响 |
| 4.5.2 溶液pH值的影响 |
| 4.5.3 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 4.6 H_2O_2利用率响应面实验 |
| 4.6.1 实验因素和各因素水平的选取 |
| 4.6.2 实验结果和响应方程的建立 |
| 4.6.3 二元回归方程显着性检验 |
| 4.6.4 主效应和交互作用分析 |
| 4.6.5 响应面分析 |
| 4.6.6 最优实验条件的预测与验证 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 单铜核壳型催化剂Fenton体系的设计与制备 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 催化剂制备 |
| 5.2.4 催化剂活性测试 |
| 5.2.5 催化剂表征 |
| 5.2.6 密度泛函理论研究计算(DFT) |
| 5.2.7 分析方法 |
| 5.3 催化剂活性测试 |
| 5.4 催化剂形貌和晶体结构 |
| 5.5 催化剂电子结构 |
| 5.5.1 原位红外漫反射光谱(in situ DRIFTS) |
| 5.5.2 紫外-可见光漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 5.5.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.5.4 X射线吸收近边结构光谱(XANES) |
| 5.6 构-效关系 |
| 5.6.1 H_2O_2的活化 |
| 5.6.2 ·OH的产生 |
| 5.7 Cu@SiO_2-R200的套用实验和循环利用实验 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 Cu-Sn双金属催化体系的构建与构-效关系研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 催化剂制备 |
| 6.2.4 催化剂活性测试 |
| 6.2.5 催化剂表征 |
| 6.2.6 降解路径分析 |
| 6.2.7 分析方法 |
| 6.3 Cu/Al_2O_3催化剂的优化筛选 |
| 6.3.1 不同制备方式的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.2 不同负载量和煅烧温度的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.3 催化剂表征及构-效关系 |
| 6.4 5CuySn/Al_2O_3-450催化剂降解喹啉 |
| 6.4.1 喹啉降解活性 |
| 6.4.2 ·OH产生能力 |
| 6.4.3 矿化性能 |
| 6.5 反应条件的影响 |
| 6.5.1 反应温度的影响 |
| 6.5.2 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 6.5.3 催化剂投放量的影响 |
| 6.5.4 喹啉初始浓度的影响 |
| 6.5.5 反应pH值的影响 |
| 6.6 催化剂表征及构-效关系建立 |
| 6.6.1 X射线衍射(XRD) |
| 6.6.2 氢气程序升温还原(H_2-TPR) |
| 6.6.3 紫外-可见-近红外漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 6.6.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 6.6.5 红外漫反射光谱(CO DRIFTS) |
| 6.6.6 构效关系 |
| 6.7 喹啉降解路径 |
| 6.7.1 喹啉动态降解过程 |
| 6.7.2 中间产物 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文及相关成果 |
（6）共代谢降解三氯乙烯研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含三氯乙烯废水来源及危害 |
| 1.2.1 三氯乙烯理化性质 |
| 1.2.2 三氯乙烯废水来源 |
| 1.2.3 三氯乙烯废水的危害 |
| 1.3 三氯乙烯废水处理技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物处理法 |
| 1.4 共代谢降解三氯乙烯废水研究 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 三氯乙烯厌氧生物处理毒性解析 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 材料与装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析项目与分析方法 |
| 2.3 三氯乙烯对产酸污泥的毒性特性 |
| 2.3.1 水解酸化抑制性实验结果 |
| 2.3.2 水解酸化过程中的脱氯率 |
| 2.4 三氯乙烯对产甲烷污泥的毒性特性 |
| 2.4.1 产甲烷实验结果 |
| 2.4.2 产甲烷恢复结果 |
| 2.5 水解酸化过程微生物产物和污泥变化 |
| 2.5.1 SMP、EPS组分分析 |
| 2.5.2 SMP和 EPS紫外-扫描光谱分析 |
| 2.5.3 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 2.5.4 污泥Zeta电位分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 三氯乙烯水解酸化共代谢降解基质优化 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料与装置 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析项目与分析方法 |
| 3.3 共代谢基质厌氧生物处理毒性 |
| 3.3.1 苯酚对厌氧产酸生物处理毒性 |
| 3.3.2 苯甲酸对厌氧产酸生物处理毒性 |
| 3.3.3 共代谢基质水解酸化污泥变化 |
| 3.4 共代谢条件下脱氯效果及生物抑制性评价 |
| 3.4.1 共代谢条件下脱氯效果 |
| 3.4.2 共代谢条件下总产酸量 |
| 3.4.3 共代谢条件下产甲烷总量 |
| 3.5 苯酚共代谢条件下总有机碳变化 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 共代谢降解三氯乙烯机理研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 共代谢过程SMP和 EPS组分变化 |
| 4.3.1 苯酚浓度对共代谢过程SMP和 EPS组分影响 |
| 4.3.2 苯甲酸浓度对共代谢过程SMP和 EPS组分影响 |
| 4.4 共代谢过程微生物分泌物光谱变化 |
| 4.4.1 EPS三维荧光变化 |
| 4.4.2 SMP和 EPS紫外-扫描光谱变化 |
| 4.4.3 UV_(254)变化 |
| 4.5 共代谢过程污泥变化 |
| 4.5.1 污泥FT-IR分析 |
| 4.5.2 污泥Zeta电位的变化 |
| 4.6 代谢产物分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（7）锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 碘元素在环境中的分布及其在水处理中的转化 |
| 1.1.1 碘元素与人体健康 |
| 1.1.2 碘元素在环境中的分布 |
| 1.1.3 碘元素在水处理过程中的转化规律 |
| 1.1.4 活性碘与水中有机物的反应研究现状 |
| 1.2 碘代芳香类有机物的毒性、生成与控制 |
| 1.2.1 碘代芳香类有机物的毒性 |
| 1.2.2 碘代芳香类有机物生成规律的研究现状 |
| 1.2.3 碘代芳香类有机物控制方法的研究现状 |
| 1.2.4 PMS控制碘代芳香类有机物的可行性 |
| 1.3 KMnO_4和MnO_2氧化技术 |
| 1.3.1 KMnO_4和MnO_2的物理化学性质 |
| 1.3.2 KMnO_4去除有机物的研究现状 |
| 1.3.3 MnO_2去除有机物的研究现状 |
| 1.3.4 KMnO_4和MnO_2体系碘代有机物生成的研究现状 |
| 1.4 研究目的和主要内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.1 酚类有机物的选择 |
| 2.1.2 实验所用试剂 |
| 2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 KMnO_4和MnO_2降解酚类有机物 |
| 2.3.2 I~-对KMnO_4和MnO_2降解有机物的影响 |
| 2.3.3 PMS氧化I~-的动力学 |
| 2.3.4 PMS氧化HOI的动力学 |
| 2.3.5 I~-存在时不同氧化体系中碘代有机物的生成潜能 |
| 2.3.6 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机物的调控 |
| 2.4 实验检测方法 |
| 2.4.1 pH值的测定 |
| 2.4.2 KMnO_4浓度的测定 |
| 2.4.3 MnO_2浓度的测定 |
| 2.4.4 PMS浓度的测定 |
| 2.4.5 IO_3~-浓度的测定 |
| 2.4.6 有机物浓度的测定 |
| 2.4.7 HPLC/ESI-QTrap-MS测定碘代芳香类有机产物 |
| 2.4.8 HPLC/ESI-Triple TOF测定氧化产物 |
| 2.4.9 TOC的测定 |
| 2.4.10 小分子碘代有机物的测定 |
| 2.4.11 总碘代有机物测定 |
| 第3章 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 I~-对KMnO_4氧化不同酚类有机物效能的影响 |
| 3.3 I~-对KMnO_4氧化模型酚类有机物效能的影响 |
| 3.3.1 I~-浓度对KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.3.2 KMnO_4浓度对其氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.3.3 pH对 KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.4 KMnO_4氧化模型酚类有机物的动力学拟合 |
| 3.4.1 化学反应动力学 |
| 3.4.2 KMnO_4与尼泊金酯的反应动力学 |
| 3.4.3 HOI与尼泊金酯的反应动力学 |
| 3.4.4 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯的动力学模型 |
| 3.4.5 I~-对KMnO_4氧化酚类有机物影响的机制分析 |
| 3.5 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制及毒性评价 |
| 3.5.1 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯碘代芳香类有机产物的检测 |
| 3.5.2 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯碘代芳香类有机产物的生成规律 |
| 3.5.3 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯生成的碘代芳香类有机产物的毒性 |
| 3.5.4 I~-存在时KMnO_4氧化不同酚类有机物碘代芳香类有机产物的生成 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 MnO_2氧化双酚类有机物的效能研究 |
| 4.2.1 MnO_2浓度对其氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.2.2 p H对 MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.3 MnO_2氧化双酚类有机物的氧化产物和路径 |
| 4.3.1 MnO_2氧化BPAF的氧化产物鉴定 |
| 4.3.2 MnO_2氧化BPAF的路径分析 |
| 4.3.3 MnO_2氧化BPS的氧化产物鉴定 |
| 4.3.4 MnO_2氧化BPS的路径分析 |
| 4.4 I~-对MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.1 I~-浓度对MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.2 I~-存在时p H对 MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.3 I~-对MnO_2氧化双酚类有机物效能影响的机制分析 |
| 4.5 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制及毒性评价 |
| 4.5.1 I~-存在时MnO_2氧化BPAF碘代芳香类有机产物的检测 |
| 4.5.2 I~-存在时MnO_2氧化BPAF碘代芳香类有机产物的检测 |
| 4.5.3 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的路径分析 |
| 4.5.4 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的动力学.. |
| 4.5.5 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的毒性 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的调控 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PMS氧化I~-的反应动力学和反应机理 |
| 5.2.1 PMS氧化I~-的反应动力学 |
| 5.2.2 PMS氧化I~-的反应机理 |
| 5.3 PMS氧化HOI的反应动力学和反应机理 |
| 5.3.1 PMS氧化HOI的反应动力学 |
| 5.3.2 PMS氧化HOI的反应机理 |
| 5.3.3 PMS氧化HOI过程中IO_3~-的生成动力学 |
| 5.3.4 PMS氧化I~-的反应计量比 |
| 5.4 PMS氧化体系碘代有机物的生成潜能 |
| 5.4.1 PMS氧化体系碘代有机物的生成潜能 |
| 5.4.2 PMS、HOCl和 NH_2Cl体系中碘代有机物生成潜能的比较 |
| 5.5 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机物的调控 |
| 5.5.1 PMS对 KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 5.5.2 PMS对 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.5.3 PMS对 KMnO_4处理含碘水IO_3~-生成的影响 |
| 5.5.4 天然水体中PMS对 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.5.5 PMS对 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）温度与氧化电位对典型有机污染物降解速率的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体中难降解有机污染物的污染现状、危害及去除机理 |
| 1.2.1 多溴联苯 |
| 1.2.2 含氮有机污染物 |
| 1.2.3 染料类有机污染物 |
| 1.2.4 有机磷系阻燃剂 |
| 1.3 水体中难降解有机污染物的高级氧化处理技术 |
| 1.3.1 臭氧氧化 |
| 1.3.2 Fenton氧化 |
| 1.3.3 超临界水氧化(SCWO) |
| 1.4 理论计算在有机污染物去除方面的应用 |
| 1.4.1 量子化学计算理论 |
| 1.4.2 量子化学计算在环境的应用 |
| 1.4.3 定量构效关系模型的构建 |
| 1.5 研究目的和主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 有机污染物溶液的配制 |
| 2.1.2 有机污染物的氧气氧化实验 |
| 2.1.3 有机污染物的过氧化氢氧化实验 |
| 2.1.4 有机污染物的臭氧氧化实验 |
| 2.1.5 有机污染物的Fenton氧化实验 |
| 2.1.6 有机污染物的超临界水氧化实验 |
| 2.2 实验仪器和试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 有机污染物的浓度测定方法 |
| 2.3.2 有机污染物的TOC测定方法 |
| 2.4 量子化学描述符计算方法 |
| 2.5 定量构效关系模型建立方法 |
| 第三章 温度对典型有机污染物臭氧氧化降解速率的影响研究 |
| 3.1 不同温度臭氧氧化降解速率预测模型建立 |
| 3.1.1 数据分析 |
| 3.1.2 量子化学描述符计算结果 |
| 3.1.3 预测模型建立 |
| 3.2 不同温度有机污染物臭氧氧化降解速率模型分析 |
| 3.2.1 模型结果 |
| 3.2.2 模型解释与讨论 |
| 3.3 模型评估 |
| 3.3.1 预测能力检验 |
| 3.3.2 Y随机检验 |
| 3.3.3 模型应用域 |
| 3.4 有机污染物臭氧氧化反应活化能QSAR研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 温度对典型有机污染物Fenton氧化降解速率的影响研究 |
| 4.1 不同温度Fenton氧化降解速率预测模型建立 |
| 4.1.1 数据分析 |
| 4.1.2 模型建立方法 |
| 4.2 不同温度有机污染物Fenton氧化降解速率模型分析 |
| 4.2.1 模型结果 |
| 4.2.2 模型解释与讨论 |
| 4.3 模型评估 |
| 4.3.1 预测能力检验 |
| 4.3.2 Y随机检验 |
| 4.3.3 模型应用域 |
| 4.4 有机污染物Fenton氧化反应活化能QSAR研究 |
| 4.5 有机污染物Fenton氧化与臭氧氧化降解速率及活化能预测 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 温度对典型有机污染物超临界水氧化降解速率的影响研究 |
| 5.1 温度对典型有机污染物在SCWO中 TOC降解速率影响 |
| 5.1.1 数据分析 |
| 5.1.2 活化能和指前因子QSAR模型研究 |
| 5.2 温度效应对有机污染物降解速率的影响机制比较 |
| 5.3 有机磷阻燃剂在SCWO中 QSAR模型研究 |
| 5.3.1 数据分析 |
| 5.3.2 2D-QSAR和3D-QSAR模型建立方法 |
| 5.4 有机磷阻燃剂k_(TOC)2D-QSAR模型 |
| 5.4.1 2D-QSAR模型结果与分析 |
| 5.4.2 2D-QSAR模型解释与分析 |
| 5.5 有机磷阻燃剂k_(TOC)3D-QSAR模型 |
| 5.5.1 3D-QSAR模型结果与分析 |
| 5.5.2 3D-QSAR模型解释与分析 |
| 5.6 2D-QSAR 模型与3D-QSAR 模型比较 |
| 5.7 有机污染物在SCWO矿化反应预测 |
| 5.8 本章小结 |
| 第六章 氧化电位对典型有机污染物降解速率的影响研究 |
| 6.1 数据分析 |
| 6.1.1 不同氧化体系降解速率分析 |
| 6.1.2 有机污染物最高氧化峰电位值结果分析 |
| 6.1.3 降解速率常数与氧化剂和有机物最高氧化峰电位的关系 |
| 6.2 有机污染物最高氧化峰电位值的QSAR模型研究 |
| 6.3 氧化剂氧化电位与降解速率的关系 |
| 6.4 电位斜率常数和表观工作电位QSAR模型的建立 |
| 6.5 最优QSAR模型的应用域评估 |
| 6.6 温度与氧化剂氧化电位对有机物降解速率影响比较 |
| 6.6.1 氧化剂氧化电位对有机物降解速率的影响 |
| 6.6.2 温度与氧化剂氧化电位对有机物降解速率的影响比较 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表或录用的论文 |
（9）不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 论文特色和创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤腐殖物质(Humic substances,HS) |
| 1.1.1 HS的定义和形成 |
| 1.1.2 腐殖质的分类和组成 |
| 1.1.3 腐殖质的提取、分级和纯化 |
| 1.1.4 腐殖质的结构 |
| 1.1.5 腐殖质的基本理化性质 |
| 1.2 腐殖质氧化还原及其对污染物的转化作用 |
| 1.2.1 腐殖质的氧化还原活性 |
| 1.2.2 腐殖质的电子传递作用 |
| 1.2.3 腐殖质氧化-还原过程中自由基的产生 |
| 1.2.4 腐殖质的氧化还原位点 |
| 1.2.5 腐殖质电子承载量及影响因素 |
| 1.2.6 金属离子对HS氧化还原性能的影响 |
| 1.2.7 HS与污染物的反应 |
| 1.3 土壤中有机污染物的降解转化 |
| 1.3.1 土壤有机污染物降解转化的一般规律 |
| 1.3.2 土壤氧化还原状态转换对污染物的降解转化 |
| 1.3.3 土壤中苯酚类化合物的降解转化 |
| 1.4 研究目标和研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 不同氧化还原条件下土壤中2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品和试剂 |
| 2.2.2 土壤培养实验 |
| 2.2.3 采样和提取 |
| 2.2.4 土壤样品中不可提取态的分级 |
| 2.2.5 HPLC-14C-LSC检测 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 持续无氧条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.2 持续有氧条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.3 无氧-有氧转换条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.4 不可提取态的形成与组分分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 胡敏酸氧化还原状态改变对儿茶酚的转化的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 胡敏酸悬浮液的制备 |
| 3.2.3 儿茶酚转化实验 |
| 3.2.4 儿茶酚残留的分级 |
| 3.2.5 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同氧化还原条件下胡敏酸中儿茶酚的转化 |
| 3.3.2 Cu(Ⅱ)对儿茶酚转化的影响 |
| 3.3.3 Fe(Ⅱ)对儿茶酚转化的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 儿茶酚在土壤中的长期归趋和残留特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 化学药品 |
| 4.2.2 土壤 |
| 4.2.3 儿茶酚的土壤培养实验 |
| 4.2.4 土壤提取以及儿茶酚残留物的分组 |
| 4.2.5 不同形态儿茶酚残留在土壤中的稳定性 |
| 4.2.6 分析方法 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 矿化 |
| 4.3.2 儿茶酚残留在土壤中的分布 |
| 4.3.3 土壤中儿茶酚残留的化学结构 |
| 4.3.4 儿茶酚残留的稳定性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 论文研究的总结、不足之处及展望 |
| 5.1 论文总结 |
| 5.2 论文研究不足之处 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的科研成果 |
| 致谢 |
（10）碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 水中常见的有机微污染物及其处理技术 |
| 1.2.1 有机微污染物的来源和危害 |
| 1.2.2 有机微污染物的处理技术现状 |
| 1.3 过硫酸盐催化氧化技术 |
| 1.3.1 过硫酸盐的种类和性质 |
| 1.3.2 过硫酸盐催化氧化技术的研究现状 |
| 1.3.3 过硫酸盐催化氧化过程中卤代副产物生成 |
| 1.4 碳材料活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.1 碳催化材料种类及其物化特性 |
| 1.4.2 传统碳材料活化过硫酸盐技术研究现状 |
| 1.4.3 碳纳米管(CNT)活化过硫酸盐技术研究现状 |
| 1.4.4 CNT活化过硫酸盐技术的应用前景和待解决问题 |
| 1.5 本文研究目的、意义和主要内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 目标物的选择 |
| 2.2 试剂与装置 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.3 实验步骤 |
| 2.3.1 PDS/CNT体系降解有机化合物 |
| 2.3.2 PDS/CNT体系氧化卤素离子 |
| 2.3.3 天然有机物存在下碘代副产物生成实验 |
| 2.3.4 碘离子存在下PDS/CNT体系降解有机化合物 |
| 2.3.5 CNT复用性实验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 PDS浓度的测定 |
| 2.4.2 有机化合物浓度的测定 |
| 2.4.3 卤素离子和卤酸盐浓度的测定 |
| 2.4.4 次卤酸浓度的测定 |
| 2.4.5 可吸附有机碘(AOI)的测定 |
| 2.4.6 硫酸根浓度的测定 |
| 2.4.7 LC-MS/MS检测 |
| 2.4.8 电子顺磁共振波谱(EPR) |
| 2.4.9 傅立叶变换红外光谱法(FT-IR) |
| 2.4.10 总有机碳(TOC)的测定 |
| 第3章 CNT非自由基活化PDS机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 商品CNT的表征 |
| 3.3 PDS/CNT体系氧化有机污染物的选择性 |
| 3.4 不同类型CNT的影响 |
| 3.5 PDS/CNT体系反应活性成分的鉴定 |
| 3.5.1 自由基猝灭剂对PDS/CNT体系的影响 |
| 3.5.2 单线态氧猝灭剂对PDS/CNT体系的影响 |
| 3.5.3 PDS的分解实验 |
| 3.5.4 CNT中金属杂质的影响 |
| 3.5.5 EPR实验检测活性成分 |
| 3.5.6 反应后CNT的表征 |
| 3.6 CNT的稳定性及可复用性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 PDS/CNT体系氧化酚类化合物的效能及产物研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 PDS/CNT体系氧化醋氨酚的效能 |
| 4.3 工艺参数对醋氨酚氧化动力学的影响 |
| 4.3.1 pH的影响 |
| 4.3.2 PDS投量的影响 |
| 4.3.3 CNT投量的影响 |
| 4.3.4 氯离子的影响 |
| 4.3.5 碳酸盐的影响 |
| 4.3.6 腐殖酸的影响 |
| 4.4 PDS/CNT体系氧化醋氨酚的产物及路径 |
| 4.4.1 醋氨酚氧化产物分析 |
| 4.4.2 推测醋氨酚的氧化路径 |
| 4.5 PDS/CNT体系氧化其他酚类化合物的效能 |
| 4.5.1 不同取代基的影响 |
| 4.5.2 线性自由能关系的建立 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 PDS/CNT体系溴代副产物的生成研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PDS/CNT体系与无机溴离子的反应 |
| 5.3 PDS/CNT体系氧化有机溴酚的动力学 |
| 5.3.1 pH的影响 |
| 5.3.2 PDS投量的影响 |
| 5.3.3 CNT投量的影响 |
| 5.3.4 水体背景成分的影响 |
| 5.4 PDS/CNT体系氧化溴酚的产物及路径 |
| 5.4.1 溴酚氧化产物分析 |
| 5.4.2 推测溴酚的氧化路径 |
| 5.5 与硫酸根自由基体系氧化溴酚的产物对比 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 PDS/CNT体系碘代副产物的生成研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 PDS/CNT体系与无机碘离子的反应 |
| 6.2.1 无机碘形态的转化 |
| 6.2.2 工艺参数对碘离子氧化动力学的影响 |
| 6.3 腐殖酸存在下碘代副产物的生成 |
| 6.3.1 腐殖酸对碘离子氧化动力学的影响 |
| 6.3.2 碘代副产物的生成 |
| 6.4 碘离子对苯酚类化合物氧化动力学的影响 |
| 6.4.1 碘离子存在下不同取代酚在PDS/CNT体系的氧化 |
| 6.4.2 不同碘离子浓度条件下的影响 |
| 6.4.3 不同pH条件下的影响 |
| 6.4.4 不同PDS投量条件下的影响 |
| 6.4.5 不同CNT投量条件下的影响 |
| 6.5 碘离子对苯酚类化合物氧化产物的影响 |
| 6.5.1 碘代芳香族副产物的鉴定 |
| 6.5.2 碘代芳香族副产物的生成路径 |
| 6.6 实际水体中碘代芳香族副产物的生成 |
| 6.7 PDS/CNT体系与含碘有机物的反应 |
| 6.8 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、苯甲酸、苯酚及苯胺类在自然水体中的生物降解速率（论文参考文献）
- [1]活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制[D]. 郑梦启. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]Co（Ⅱ）-BiOCl@生物炭光催化降解酚类污染物的效能及机制[D]. 曹婷婷. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究[D]. 吴霖璟. 东华大学, 2021(01)
- [4]大气和造纸废水中甲氧基苯酚类污染物去除机制的理论研究[D]. 魏博. 山东大学, 2021(12)
- [5]多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究[D]. 孙杨. 华东理工大学, 2021(08)
- [6]共代谢降解三氯乙烯研究[D]. 马玉石. 兰州交通大学, 2021(02)
- [7]锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控[D]. 李娟. 哈尔滨工业大学, 2020(02)
- [8]温度与氧化电位对典型有机污染物降解速率的影响机制研究[D]. 程治文. 上海交通大学, 2020(01)
- [9]不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究[D]. 贾雄. 南京大学, 2020(12)
- [10]碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制[D]. 关朝婷. 哈尔滨工业大学, 2020(01)