一、TiO_2光催化降解脂肪烃类反应机制的探析（论文文献综述）
饶泽鹏[1]（2021）在《TiO2基光催化剂对气相VOCs的降解路径与失活机制研究》文中研究表明挥发性有机物（VOCs）对人体危害极大,一定浓度的VOCs短时间即可伤害人的肝脏、肾脏、大脑和神经系统。部分VOCs如苯、甲苯及甲醛已被列为致癌物质。另外,VOCs在氧化性的大气环境中成为形成PM2.5的前体物。故如何实现大气环境中低浓度VOCs的降解对保障环境安全、抑制雾霾频发具有重要意义。目前对于大气污染物的治理技术较多,其中光催化技术因具有反应条件温和,能直接利用太阳光以及深度矿化污染物等优点成为最有应用前景的技术之一。用于光催化技术的半导体光催化材料种类繁多,其中TiO2因其无毒、廉价和光化学稳定等特点成为人们的研究热点。目前对TiO2改性已做了大量研究,但大部分工作集中在对水相污染物如罗丹明B、甲基橙及苯酚等的催化降解研究以及对于有害气体的降解以NOx居多。因大气中VOCs的组成与排放具有复杂性、复合型及区域性等特点,故TiO2对于VOCs降解的研究仍很有限。将TiO2应用于VOCs降解中需要解决几个主要问题:一、提高其光能利用率、抑制其电子-空穴对复合率以及提升其对气体的吸附能力;二、在多组分VOCs共存条件下的竞争吸附及降解特性问题;三、TiO2催化剂的使用寿命、失活机理及活性氧物种对反应路径影响等问题。针对以上TiO2在VOCs降解过程中存在的主要问题,本论文主要开展的研究工作如下:（1）Tm3+-TiO2催化剂对气相乙醛、邻二甲苯及其混合气的降解特性研究通过溶胶-凝胶法制备了具有较高比表面积和优异性能的Tm3+改性TiO2光催化剂。改性催化剂的比表面积随Tm3+的用量增加而增大,促进了催化剂对VOCs的吸附能力;同时,Tm3+的特殊4f电子结构提高了光生电子-空穴对的分离效率。这些特征使0.5 mol%Tm-TiO2样品对单一VOC（两者分别都大于90%）和混合VOCs均表现出良好的光催化性能。有趣的是,在单一VOC条件下,催化剂对乙醛的吸附量大于邻二甲苯,而在混合条件下,其对乙醛的吸附量小于邻二甲苯。此外,在单一和混合污染物中,活性物种（·OH和·O2-）产量和吸附行为的不同使得VOCs的降解途径和中间产物存在明显差异。气相色谱-质谱（GC-MS）分析表明,在单一VOC条件下,邻二甲苯分子首先被氧化成邻甲基苯甲醛,然后被转化成丁醇,最后被矿化变成二氧化碳和水。而在混合VOCs共存时,催化剂表面检测出一些新的中间产物如酞、邻甲基苯乙酮、萘和5-甲基-4-辛酮等。本工作提供了一种高效降解单一及混合VOCs的光催化剂,同时对设计合理的光催化材料来控制光催化反应路径具有重要的指导意义。（2）Er3+-TiO2催化剂实现对乙醛的可见光降解及其对其他VOCs的全光降解通过改进的溶胶-凝胶法合成了Er3+含量在0.5～2 mol%范围内的一系列Er-TiO2光催化剂。结果表明,Er3+改性的TiO2催化剂对VOCs（乙醛、邻二甲苯和乙烯）都展现出较高的光催化活性且在可见光区域（λ>420 nm）实现对乙醛的有效降解。XPS分析表明,少量Er3+以Er2O3的形式存在于TiO2中,这有利于样品的比表面积增加;其比表面积从59.28增加到110.34 m2/g,从而提升其对乙醛,邻二甲苯和乙烯的吸附能力;其中,最佳吸附量分别是纯TiO2的3.3倍、3.7倍和3.8倍。电子自旋共振（ESR）结果表明,Er3+改性引起催化剂表面氧空位（Vo）和Ti3+的产生。这些特征共同促进了光催化性能的提升,即乙醛和邻二甲苯在100分钟内的最高去除率分别为99.2%和84.6%,乙烯的降解效率在180分钟内达到22.4%。此外,乙醛的可见光降解效率高达25.5%。最后,在邻二甲苯的降解过程中,Er3+改性催化剂的中毒迹象得到延缓。因此,此工作为VOCs的可见光及全光降解提供了一种高效、较稳定且可行的光催化剂。（3）rGO/Er3+-TiO2催化剂在气相邻二甲苯中的抗失活新策略在VOCs的降解过程中,光催化剂的低效率和稳定性是在实际应用中所要解决的基本问题。在此工作中,我们所制备的0.5wt%rGO/0.5mol%Er3+-TiO2（0.5rGO/0.5ET）复合催化剂在气态邻二甲苯消除过程中表现出优异的催化性能和耐久性,其对邻二甲苯实现完全降解（100%）且在240分钟内未出现失活现象,而纯TiO2（PT）和0.5mol%Er3+-TiO2（0.5ET）在60分钟后则呈现出较差的催化活性及失活现象。结果表明,中间体的累积是造成PT和0.5ET失活的主要原因。与其他样品相比,尽管0.5rGO/0.5ET中产生了更多的中间产物,但其催化活性并未降低或失活。实验表明,rGO为中间体提供了更多的吸附位点,即使在光降解10小时及4个循环后,rGO仍能助其抵抗失活现象。因此,rGO在保持复合材料稳定的活性方面起着至关重要的作用。此项工作有助于进一步理解光催化剂的失活-抗失活机理,并为在工业应用中如何设计与合成抗失活催化剂提供了新策略。（4）不同反应活性氧物种（ROS）在VOCs降解过程中发挥的作用设计了不同气氛下形成不同ROS,以此明确了ROS对VOCs光催化氧化途径的影响,这对指导催化剂的设计与合成以及有用中间产物（工业原料）的定向转化具有极其重要的研究意义。有趣的是,气体淬灭和液相牺牲剂捕获实验表明,·OH自由基在邻二甲苯和苯乙烯的降解中起着主导作用,而·O2-是乙醛降解过程中的主要活性物种,这可能归因于芳香族化合物与醛类之间性质差异。此外,在流动的气相邻二甲苯、苯乙烯和乙醛降解过程中,我们详细探究了光生空穴（h+）、·OH和·O2-的具体作用。具体来说,在芳香族的光催化反应路径中,·O2-主导形成一些含有苯环与酮类的中间产物;而在·OH和h+的作用下,芳香族分子倾向于形成碳链化合物,这归因于ROS之间不同的氧化能力。对于乙醛去除过程中,·O2-物种促进酸类等中间产物的形成,而·OH促进形成酮类中间体。因此,这项工作有助于深入了解ROS在催化反应路径中的具体作用。基于此,我们可根据催化剂中ROS的差异来选择合适的VOCs进行催化降解,或可通过气氛控制来实现对VOCs的定向转化,这为“变废为宝”提供了一种可能的途径。
张彧[2]（2021）在《农药有机磷与Pb2+的光催化及反应器的CFD模拟优化》文中提出随着工业和农业的发展,在中国的许多主要流域和水体中都出现了农药有机磷和Pb2+的共存污染,并且会表现出比它们单一存在时更大的毒性。近年来,使用半导体光催化剂TiO2光催化处理水中农药有机磷和Pb2+的研究分别被大量报道,但同时光催化处理农药有机磷和Pb2+并回收无机磷产物的研究还十分鲜见。此外,粉末状TiO2很难从水中分离回收,且具有很高的光生电子-空穴对复合率,导致光催化效率降低。本研究通过将MgFe2O4与TiO2复合,制备出复合光催化材料MgFe2O4@TiO2,以敌敌畏（DDVP）作为农药有机磷目标污染物,以硝酸铅提供Pb2+目标污染物,使复合后的材料不仅具有更高的光催化性能和无机磷同步吸附能力,还具有良好的磁性,从而易于从水中磁分离。通过X射线粉末衍射仪（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、紫外可见漫反射光谱仪（UV-Vis）及振动样品磁强计（VSM）等技术对材料进行了表征分析,并探究了MgFe2O4@TiO2分别光催化处理DDVP和Pb2+的影响因素和反应机理以及对两种污染物同步去除作用。利用计算流体动力学（CFD）软件Fluent 16.0,对光催化反应器的流场进行了CFD模拟优化,提高了污染物的去除效率,并节能降耗,具体结果如下:首先利用溶胶凝胶法制备不同MgFe2O4掺杂比的MgFe2O4与TiO2复合材料,并确定MgFe2O4与TiO2的最优掺杂比,当MgFe2O4掺杂比例为1%时达到了最佳光催化效率,将此复合材料记为MgFe2O4@TiO2。1 g/L MgFe2O4@TiO2在紫外光照时,对于20 mg/L Pb2+光催化去除率达到62%,对于20 mg/L有机磷光催化降解率达到95%,且具备了15%的无机磷同步吸附能力。同时XRD、SEM、UV-Vis、VSM的表征结果表明,MgFe2O4@TiO2是由MgFe2O4和锐钛矿型TiO2组成的微米级材料,相较于纯TiO2光带隙宽度变窄,且具有13.68 emu/g饱和磁化强度,易于利用外加磁场从溶液中分离。其次考察了MgFe2O4@TiO2光催化DDVP和Pb2+的影响因素,包括初始pH值,材料投加量及污染物起始浓度,结果表明:溶液初始pH在2-10范围内对于DDVP光催化效果影响不大,pH>5.5时Pb2+会生成沉淀,pH≤5.5时,pH值越高对Pb2+去除越有利的;在溶液初始pH值为5.5,MgFe2O4@TiO2投加量为1.5 g/L时,起始浓度为20 mg/L的Pb2+最高可达76%的光催化去除率,起始浓度为20 mg/L的DDVP最高可达95%的光催化降解率及35%的无机磷同步吸附率;MgFe2O4@TiO2对10 mg/L以下的DDVP和Pb2+都有百分百的光催化去除能力,但随着浓度上升,DDVP和Pb2+去除率都会出现下降。同时考察DDVP和Pb2+的同步去除能力,并通过XPS对Pb2+反应机理进行分析,结果表明:Pb2+首先被光生电子还原成单质形态,然后进一步被光催化产生的·OH和·O2-氧化成Pb O或Pb O2。一方面Pb2+去除会和有机磷形成强氧化剂的竞争,且DDVP光解生成的酸会抑制Pb2+的去除,这些不利于二者的同步去除,另一方面Pb2+还原时会消耗光生电子,从而抑制了光生电子-空穴对的复合,对二者的同步去除有利,因此在溶液初始pH值为5.5、材料投加量为1.5 g/L,DDVP和Pb2+浓度比为10:20时同步去除达到最佳效果,相较于单一污染物处理时,有机磷保持百分百的光解率且无机磷同步吸附率由44.4%提升至90%,同时Pb2+的光催化去除率由76%提升至85.3%,实现农药有机磷和重金属同步光催化和无机磷吸附的一步进行。MgFe2O4@TiO2对于选矿废水中的DDVP和Pb2+也具有良好的同步去除效果,且经4次解吸循环后仍具有较好的光催化活性。光与催化剂的均匀、充分接触,对提高光催化效率、节省能耗至关重要,对于光催化反应器光源的布置已有大量研究。本研究从优化光催化剂分布角度,利用CFD软件Fluent 16.0模拟光催化反应器中的流场,改善反应器的结构和反应条件,优化光催化剂的分布,并实验验证了模拟结果的可靠性,为进一步放大实验及指导工程实践应用奠定基础。
朱文怡[3]（2021）在《纳米N/TiO2负载涤纶非织造材料的制备及其降解甲醛的研究》文中进行了进一步梳理21世纪以来,汽车作为重要的交通方式,导致人们在汽车密闭空间内花费更多的时间。然而汽车内部使用的一些零部件和内饰材料可散发出有毒有害挥发性有机物质（VOCs）,使汽车可能成为危害我们生命安全的杀手,车内空气质量问题不容忽视。因此,寻找合适的材料对车内VOCs进行吸附降解有着重要意义。论文制备了一种新型吸附降解材料——N/TiO2负载材料,以期达到降低车内空气和纺织品中甲醛含量的目的。以钛酸四丁酯为前驱体,尿素为氮源,冰醋酸作为抑制剂抑制钛酸四丁酯水解,同时作为碳源,通过溶胶凝胶法制备氮掺杂二氧化钛（N/TiO2）光催化剂。XPS结果表明:氮以及羧酸盐配体可诱导价带（VB）尾态从而缩小TiO2的带隙。氮掺杂可以显着提高二氧化钛光催化液相甲醛降解效率。此外,通过单因素实验调整煅烧温度、氮钛投入比进行工艺条件优化。结果表明,当煅烧温度为400℃,氮钛比为1:2时制备的N/TiO2催化剂活性最好,氙灯照射5 h后甲醛降解效率可达到71.50%,其光催化性能较纯TiO2得到明显提高。采用碱减量法预处理汽车座椅用涤纶非织造布（PET）。使用氢氧化钠对非织造布进行处理。通过正交实验得到最佳工艺参数,即在80℃水浴锅中配置10 g/L、浴比1:30的Na OH溶液,PET浸渍时间为90 min的处理条件更有利于后续的制备工艺。处理完的碱减量PET由于烧碱刻蚀的影响,表面出现很多凹槽和气孔,吸湿性能改善,有利于吸附小分子和微小杂质。以六偏磷酸钠（SHMP）为分散剂,采用磁力搅拌-超声分散制备N/TiO2分散液,通过正交实验比较平均粒径大小得到最优水平组合,即N/TiO2和SHMP质量比为1:0.1,搅拌时间30 min,超声时间20 min。采用浸渍-二浸二轧-干燥法制备N/TiO2负载材料。通过TEM观察分散液分散情况,SEM观察制备得到的N/TiO2负载材料的形貌特征,结果表明纳米N/TiO2成功负载到PET表面。制备完成的N/TiO2负载材料采用水萃取法测试材料中的甲醛含量,并系统地测试了不同影响因素对光催化降解活性的影响。测试方法为将材料浸渍10 ppm甲醛溶液,经过24小时晾干后使用氙灯进行光催化实验。采用正交实验分析湿度、光照强度、光照时间和光催化剂负载量四个因素对N/TiO2负载材料光催化效率的影响。研究表明,光催化降解率最高达到75.13%,因素影响大小依次为分散液N/TiO2投入质量>湿度>氙气灯光照时间>氙气灯功率。采用锥形瓶作为密闭环境进行实验以测试材料的吸附降解性能。在锥形瓶中通过加热产生甲醛气体,使用纯PET、碱减量PET、N/TiO2负载材料这三种不同材料对甲醛进行吸附和光催化降解。研究结果表明,所制备的N/TiO2负载材料对甲醛有明显的吸附降解效果,在80min内的光催化降解效率达到69.50%。最后系统分析了N/TiO2负载材料对甲醛的吸附及光催化降解协同作用机理,将其应用于内饰材料降解甲醛方面具有实用性。
孙英豪[4]（2021）在《La/TiO2-CdS复合纤维膜的制备及可见光催化联合等离子体降解甲苯气体》文中研究表明挥发性有机化合物（VOCs）的治理是大气污染防治领域的重点,而甲苯气体是VOCs的代表组分之一,是一种常见的致癌污染物,对人体健康和环境都有着极大的危害。光催化氧化技术能将多种VOCs废气分解生成无污染的CO2和H2O,是一种绿色、经济有效的降解技术,有着广阔的应用前景。常用的TiO2光催化剂有着性质稳定、安全无毒和价格便宜等优点,但也存在光生电子对易复合、只能利用紫外光和纳米颗粒易团聚等缺点。本论文针对上述问题通过稀土元素La掺杂和CdS半导体光催化剂复合的方法降低TiO2光催化剂的光生电子对复合率及拓宽其光谱响应范围,同时采用静电纺丝技术制备聚乙烯醇（PVA）纤维膜载体材料,利用浸渍沉淀法将催化剂颗粒固定在PVA纤维表面,制备成纳米级壳-核结构的La/TiO2-CdS复合纤维膜。最后为了提高甲苯的降解率,采用光催化降解联合等离子体技术同时降解,进行了降解工艺实验探究。1、以高醇解度和聚合度的2488型PVA作为膜材料,以静电纺丝法制备了PVA纤维膜,通过SEM表征和纤维直径分析讨论了纺丝电压、纺丝距离、纺丝液喷射速度及PVA质量分数对纤维制备的影响,当纺丝条件为:13KV、16cm、0.9m L/h和4.5%时得到的纤维表面光滑、纤维之间无粘连,直径为120-140nm,再使用环氧氯丙烷对PVA纤维膜交联改性,避免PVA纤维膜在浸渍液中水解。2、采用溶胶-凝胶法以钛酸四丁酯、乙醇、乙酸等为原料制备TiO2光催化剂,再以改性后PVA纤维膜为载体通过浸渍沉淀制备了壳-核结构的TiO2负载纤维膜光催化剂。通过SEM、XRD、FTIR和TGA的表征分析,TiO2粒子成功负载到PVA纤维表面,负载量约为25.5%,同时TiO2晶型结构没有被改变,纤维结构减少了TiO2颗粒的团聚堆积,提高了催化剂的有效接触面积。光催化降解甲苯气体的结果表明,TiO2负载纤维膜依然具有较好的降解能力,反应2小时甲苯气体的降解达到82.5%。在动力学研究中,TiO2负载纤维膜对甲苯的降解符合伪一级动力学方程,相关系数R2均达到0.98。3、采用溶胶-凝胶法和水热法以钛酸四丁酯、硝酸镧、硫脲和氯化镉等为原料两步制备了La/TiO2-CdS双重改性的光催化剂,再通过浸渍沉淀制备了La/TiO2-CdS复合纤维膜。DRS表征分析表明掺杂改性后的TiO2光学吸收带边发生红移,光谱响应范围拓宽至可见光范围;通过SEM、XRD和XPS表征手段表明La-TiO2/CdS粒子成功负载到PVA纤维表面。探究了La掺杂量和CdS复合量对TiO2纤维膜降解甲苯的影响。甲苯降解效果实验确定最佳催化剂为LTC-3复合纤维膜,即制备时硝酸镧加入量为1.5g、Cd Cl2加入量为0.20g。La/TiO2-CdS复合纤维膜在可见光下光催化降解甲苯气体反应1h的最佳效果为57.3%。4、在光催化和等离子体降解甲苯的对比实验中表明光催化联合等离子体的协同降解作用提高了甲苯降解速率。降解工艺探究实验中光催化联合等离子体降解甲苯的最佳工艺为:等离子体发生器功率为33W、最佳催化剂用量为6g、甲苯初始含量为3.464g/L。在La/TiO2-CdS复合纤维膜的稳定性实验中也表明5次循环使用后降解率没有明显下降,La/TiO2-CdS复合纤维膜具有良好的稳定性。
雷永佳[5]（2021）在《双频超声波耦合过硫酸盐降解土壤中全氟烷基化合物和石油烃的效能与机制研究》文中进行了进一步梳理石油工业的迅速发展造成的石油烃类（Total petroleum hydrocarbons,TPH）污染已成为我国土壤资源破坏的主要形式之一。同时,石油火灾的扑灭以及定期的防火演习导致了大量水成膜泡沫灭火剂（Aqueous film forming foams,AFFF）的释放,从而引起了全氟烷基化合物（Perfluoroalkyl substances,PFAS）的环境污染。这也促使了一些石油工业区同时存在PFAS和TPH的污染问题。Na2S2O8氧化技术具有使用寿命长、稳定性高、成本低且无二次污染等优势,但面临着有机污染物易被土壤胶体包裹吸附而难以解吸、Na2S2O8扩散受限、降解效率低等技术难题。针对上述问题,本研究将超声波引入土壤体系来促进有机污染物解吸并活化Na2S2O8,构建超声波耦合Na2S2O8氧化体系,分别考察了该体系对土壤中PFAS和TPH的降解效能。并在此基础上创新研发了双频超声波耦合Na2S2O8体系,对该耦合体系的降解过程进行了动力学和中间产物分析,考察了 PFAS和TPH的降解途径,分析了耦合体系中的自由基和土壤结构,初步揭示了双频超声波耦合Na2S2O8体系的降解机制。单一超声波虽然对两种污染物的降解率非常有限（均约5%）,但可以分别去除土壤中 84%的全氟辛酸（Perfluorooctanoic acids,PFOA）和 49%的 TPH,使约79%的PFOA和43%的TPH解吸转移到处理后的上清液中;响应曲面法优化得到的最佳PFOA和TPH的去除率分别为84.32%和48.04%,对应的超声波功率分别为500 W和130 W,反应条件均为:时间120 min、水土比（w/w）5;优化得到的最佳PFOA和TPH降解率分别为5.27%和5.01%,对应的超声波功率分别为500 W和96 W,时间和水土比均为120 min和5;电子自旋共振（Electron spinning resonance spectrum,ESR）波谱分析表明超声波体系产生的主要自由基为·OH,扫描电镜（Scanning electron microscopy,SEM）分析证明,超声波可以破碎土壤胶体,增强有机污染物的解吸。超声波耦合Na2S2O8体系可以实现TPH的有效降解（82%）,增加初始TPH、Cl-、HCO3-和HA的含量会抑制TPH的降解;然而该体系对土壤中PFAS的降解效果仍然较弱,虽然最高去除率达85%,但有80%的PFOA被解吸转移到了反应后的上清液中;通过对PFAS 土壤上清液的降解研究,发现创新研发的双频超声波和Na2S2O8的组合体系可以显着提升PFAS的脱氟效果,实现PFAS 土壤上清液的高效降解（脱氟率为PFOA:100%,6:2 FTS:87%,PFOS:47%）;该体系不仅对上清液中的PFAS降解有效,还可以有效降解模拟污染土壤中PFOA（76.7-91.3%）、实际土壤中 PFAS（14 种 PFAS 的降解率约为 71%）和 TPH（88.9%）,且都没有造成污染物在上清液中的明显残留。酸性条件、较高超声波功率及适度增加Na2S2O8浓度均有助于单频或双频超声波耦合Na2S2O8体系降解效能的提升;单独超声波（常温）和温度（仅加热）都不能促使土壤中TPH的有效降解,而超声波引起的热效应才是有效活化Na2S2O8的关键因素;即使双频超声波比单频超声波能量更强,也不足以在常温条件下活化Na2S2O8来实现有机物的有效降解,双频超声波、Na2S2O8和高温,都是实现土壤中有机污染物有效降解必不可少的因素。动力学分析表明:超声波耦合Na2S2O8降解TPH的过程遵循以TPH和Na2S2O8浓度分别为准零和准一级的动力学反应,其降解速率方程为:r=1.4 L·g-1·min-1[TPH]0[Na2 S2O8]1;双频超声波耦合Na2S2O8的降解速率常数是单频超声波耦合Na2S2O8降解速率常数的25倍多,表明双频超声波耦合Na2S2O8的降解作用不是组合间简单的相互叠加,而是降解和脱氟矿化的高效协同。自由基的淬灭和ESR鉴定分析表明,单频或双频超声波耦合Na2S2O8体系的主要自由基均是SO4·-和OH,且SO4·-都占主导地位,但双频超声波耦合Na2S2O8 体系中的SO4·-和·OH的产量分别是单频超声波耦合Na2S2O8中的1.6倍和2.5倍。PFOA的降解中间产物分析表明PFAS的降解过程是逐步丢失CF2的过程。SEM图像和比表面积分析表明,双频超声波比单频超声波能更有效地破碎土壤胶体,增强有机污染物的解吸和氧化剂的扩散。综上,双频超声波耦合Na2S2O8协同增强了空化热解效应、SO4·-和·OH的产量、有机污染物的解吸和氧化剂的分散能力,能够显着提高PFAS的脱氟和TPH的降解,实现了污染土壤中PFAS和TPH的有效降解。为超声波活化过硫酸盐高级氧化技术的发展奠定了理论和实验研究基础,同时也对我国有机污染物降解技术的应用和发展具有重要意义。
陈婉婷[6]（2020）在《锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究》文中研究指明锆硅渣是生产氧氯化锆工艺中酸反应过程产生的废渣,提纯处理后产物（ZSR-P）主要由非晶相SiO2组成,具有高比表面积及特殊的堆积结构。本论文以实现锆硅渣在治理水污染中应用为目的,对ZSR-P为吸附剂去除水中几种重金属离子、吸附重金属离子后ZSR-P在水泥中固化和ZSR-P为载体负载纳米TiO2制备复合光催化剂进行了研究。以ZSR-P为吸附剂,对其分别吸附去除水溶液中Pb2+、Cd2+的行为和机理进行了研究。吸附时间、离子初始浓度、ZSR-P用量,特别是溶液pH值对吸附效果影响显着。优化条件下,ZSR-P对溶液中Pb2+、Cd2+的吸附量分别为45.3 mg/g和30.1 mg/g,去除率达到99.9%。ZSR-P对Pb2+、Cd2+的吸附等温线符合Langmuir吸附模型,吸附动力学符合动力学二级吸附速率模型。SiO2和Pb2+、Cd2+之间的吸附通过SiO2表面的Si-OH和Pb2+、Cd2+羟基化物间的反应实现。对以十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）为改性剂,采用湿法方式改性ZSR-P和改性ZSR-P吸附去除水溶液中Cr（Ⅵ）进行了研究。ZSR-P经CTAB改性后,表面正电荷区间和?电位值均增大,等电点增大至pH=6.3。优化条件下,改性ZSR-P对Cr（Ⅵ）的吸附量为6.28 mg/g,Cr（Ⅵ）去除率94.25%。吸附机理主要为表面荷负电的Cr（Ⅵ）与表面荷正电的改性ZSR-P间的电性吸引作用。研究了以ZSR-P为载体,采用溶胶-凝胶法制备ZSR-P/TiO2复合光催化剂及其表征。ZSR-P/TiO2复合光催化剂以单分散形态纳米TiO2在ZSR-P表面及穿插到孔道内均匀负载为特征,二者以Si-O-Ti键形式实现结合。TiO2包括锐钛矿、金红石两种晶相,负载量17.14%,颗粒大小712 nm。ZSR-P/TiO2适宜降解水中较低浓度污染物,优化条件下,可使溶液中甲基橙完全降解,且4次循环使用后降解性能无明显降低。对吸附Pb2+、Cd2+和Cr（VI）的ZSR-P进行了水泥固化处理,对其中离子稳定行为进行了研究,结果表明水泥固化对各离子均具有很好的稳定固封作用。加入ZSR-P的水泥固化体在中性和酸性模拟液中浸出1 d,Pb2+、Cd2+和Cr（VI）的浸出量分别为0.1-0.5%和0.3-0.9%。浸出液中各离子含量均低于国家行业标准的允许值。各水泥固化体力学性能均满足国家标准要求。
黄竹[7]（2019）在《大气压微等离子体协同光催化技术去除甲苯的研究与应用》文中认为近年来,我国工业排放的挥发性有机化合物（Volatile Organic Compounds,VOCs）逐年增加,造成的环境污染问题日益严重。新兴的低温等离子体技术受到研究者的广泛关注,但高能耗、毒副产物等问题始终困扰其发展。本实验研究针对低温等离子体技术现存的不足,在自主创新双介质阻挡放电（Double Dielectric Barrier Discharge,DDBD）产生的微等离子体源中,引入纳米TiO2、Mn/TiO2、α-MnO2/TiO2催化剂,在中试规模下去除大风量、低浓度的甲苯气体实验中,考察了微等离子体与光催化体系的协同作用。（1）对自主设计的DDBD微等离子体的放电特性及电极结构进行优化,通过对比放电状态、发射光谱,确认电极间隙距离为2 mm为最佳的反应器结构参量。通过溶胶-凝胶法分别制备纳米TiO2及不同质量Mn改性的Mn/TiO2催化剂,水热法制备不同比例α-MnO2/TiO2复合型催化剂,分别与P25催化剂进行比较。实验结果表明,纳米TiO2催化剂的催化活性优于P25催化剂。在Mn掺杂TiO2催化剂中,1.0%Mn/TiO2催化剂的催化活性最佳。在α晶相下纳米丝型和纳米管型的MnO2与TiO2的复合型催化剂中（α-MnO2-W/TiO2 和 α-MnO2-T/TiO2）,10.0%α-MnO2-W/TiO2 复合型催化剂的催化活性最佳,优于10.0%α-MnO2-T/TiO2复合催化剂,且均优于纳米Ti02催化剂和1.0%Mn/TiO2催化剂。对比SEM、XRD、UV-vis的表征分析结果表明,1.0%Mn/TiO2催化活性主要归因于Mn-O键较低的键能以及较强的稳定性等。10.0%α-MnO2-W/TiO2复合型催化剂有效地提高了催化剂的BET比表面积,从而有效增加了催化剂的活性位点,促进了甲苯和有机副产物在催化剂表面的吸附量,有助于提高甲苯的去除效率。此外,10.0%α-MnO2-W/TiO2复合催化剂中的TiO2还能利用微等离子体产生的紫外光进行光催化降解,从而为进一步提升等离子体催化体系的协同反应性能提供有效的优化方案。（2）单独微等离子体技术去除甲苯的实验结果表明,甲苯的去除效率、O3的产量、COx（CO、CO2）的选择性均随能量密度的增大而提高、而随风量的增大而降低。微等离子体协同光催化技术去除甲苯的实验结果表明,光催化剂的引入能有效提高甲苯的去除效率与COx的选择性,并降低O3的逃逸量以及降低气相副产物的种类和数量。适当的相对湿度不但可以提高甲苯的去除效率,还可以延长催化剂的失活时间。基于副产物的分析,提出了在微等离子体协同光催化系统中去除甲苯的降解机理和路径:微等离子体系统中产生的高能电子、TiO2产生的电子-空穴对、各种活性自由基、O3等均为去除甲苯提供主要的驱动力。
卫鹏[8]（2019）在《MOx-TiO2（M=Cu,Mn,Ag）光催化臭氧氧化气相己烷同分异构体机理研究》文中认为随着我国工业的飞速发展,大气污染问题日益严重。挥发性有机物（Volatile Organic Compounds,VOCs）是一类重要的大气污染物,它们不仅可以通过光化学反应形成二次污染物,是细颗粒物的重要前驱体,其中大多数VOCs还对人体具有致癌作用。烷烃是一类主要的VOCs,是石油化工行业排放的重要大气污染物,对大气环境、从业工人和周边居民危害极大,如何有效消除烷烃类VOCs污染是目前石油化工行业大气污染控制领域的研究热点。光催化因为有条件温和,常温常压反应,能耗低,节能环保等优点成为了降解烷烃VOCs的主要技术,以TiO2光催化技术为代表的化学法虽然可以降解大部分VOCs,但是目前其对烷烃类VOCs的降解效率不是十分的理想。这主要是因为烷烃类VOCs中C-C和C-H健的键能相对较高,需要更高的能量和更长的反应时间才能将其断开。为了提高烷烃类VOCs的净化效率,本论文以双金属氧化物复合二氧化钛作为催化剂,进行光催化臭氧氧化降解己烷同分异构体研究,进一步通过探究反应体系中自由基与降解产物的关系,并结合量子化学计算,阐明了己烷同分异构体光催化臭氧氧化机理的异同。（1）采用简单混合-低温氧化-浸渍方法成功制备出泡沫镍负载的MOx-TiO2（M=Cu,Mn,Ag）纳米复合材料并应用于气相正己烷的光催化臭氧化。所有MOx样品均呈现纳米片状结构,并且由两种金属氧化物组成,分别是CuOx由Cu2O和CuO组成、MnOx由Mn2O3和MnO2组成和AgOx由Ag和Ag2O组成。降解结果表明:与TiO2相比,MOx-TiO2对正己烷（初始浓度为350 ppmv）的降解率和矿化率提高了1.3-2.0倍。这是由于MOx能够有效地将O3转化为高活性的·OH和·O2-自由基,从而促进了效率的提高。自由基表征结果进一步发现·O2-自由基对效率提高的贡献更大,这是由于MOx复合后·O2-的增加量是·OH的3.2-7.9倍。同时实验和理论机制结果进一步证实,·OH和·O2-自由基对正己烷在MOx-TiO2上的环氧化转化都十分重要。具体来说,·OH将醇类中间产物转化为相应的醇自由基,这些醇自由基在·O2-的作用下转化为三环、五环和六环等环氧化物。本研究可为纳米材料光催化臭氧氧化技术的增强机理提供深入的认识,并有效地补充烷烃大气转化机理。（2）选取第三章中活性最好的Cu2O-CuO/TiO2复合材料为催化剂,进一步开展了三种己烷同分异构体的降解效率和机理研究。研究结果表明:Cu2O–CuO/TiO2催化剂在含有160ppm浓度臭氧的条件下,在360min分钟的降解时间内,对三种己烷的同分异构体都表现出较好的降解效率和稳定性,其中3-甲基戊烷的降解效率最好,达到了90%左右。通过产物检测和催化剂红外表征发现,2-甲基戊烷产物数量最多,有己醇类、己酮类以及五元内脂环等11种产物,而3-甲基戊烷只检测到三种己醇和一个五元内酯环4种产物。通过不同降解时间催化剂产物结果发现,三种异构体的五元环状产物都是在360min以后才能监测到,说明产物在催化剂上是一个累积的过程,当产物在催化剂上的量达到一定浓度以后才会形成环状产物。通过产物列表以及上一章结果推断出这三种己烷同分异构体的降解途径,有效地补充己烷同分异构体的大气转化机理。
王中驰,黎德龙,潘春旭[9]（2016）在《纳米TiO2光催化材料及其在潜艇内空气净化中的应用》文中指出潜艇舱室内空气质量的优劣是衡量潜艇正常运行的重要指标之一。纳米TiO2作为一种新型高效无污染光催化材料,在环境污染处理中具有广泛的应用前景,一直受到国内外研究者的关注。近年来,随着纳米TiO2的不断改性,光催化性能不断提高,在实际应用中得到了推广和开发,如何有效利用纳米TiO2光催化材料控制潜艇舱室内的空气质量水平成为一个极其重要的研究和应用领域。通过对潜艇内的有害气体组成与危害进行分析,综述了近几年在纳米TiO2光催化材料制备、表征、性能和应用等方面的最新研究进展,探讨了纳米TiO2光催化材料在降解有机污染物、抗菌、除臭等方面应用的可行性。并对纳米TiO2处理室内挥发性有机化合物（VOC）,以及复合空气净化方面的应用进行了探讨。提出了解决空气净化应用中纳米TiO2固定化、光催化效率低等问题的一系列方法,以期为纳米TiO2在控制潜艇舱室内空气质量方面的进一步应用提供建议和指导。
胡冬冬[10]（2013）在《纳米ZnO基光催化剂制备及光催化降解海洋石油污染研究》文中研究指明随着科技的不断发展，人类加强了对海洋石油的开采和利用，这就不可避免地造成了海洋石油污染。在众多处理海洋石油污染的技术中，光催化技术以其高效、稳定、无二次污染而受到了越来越多研究者的青睐。半导体氧化锌（ZnO）以其宽禁带宽度等特性而成为一种具有应用前景的光催化剂。本论文采用超声化学沉淀法和共沉淀法制备了纯纳米ZnO，然后分别从减少光生电子空穴对复合和减小催化剂禁带宽度两方面对自制纳米ZnO改性。最后用偶联剂法对制备负载型Li/ZnO光催化剂，并对该负载型光催化剂的光催化降解性能进行了探讨。本论文较为系统地研究了多相光催化技术光催化降解海洋油类污染物的影响因素，并对光催化动力学进行了研究。本论文的主要研究结果如下：（1）采用超声化学沉淀法制备了纳米ZnO，并通过XRD和TEM等技术手段对其微观结构进行了探索，确定了催化剂的晶型、形貌和粒径。利用自制光催化反应器研究了该催化剂在紫外光下对柴油的降解能力及相关因素对降解性能的影响。实验结果表明：所得纳米ZnO属于六角纤维锌矿型，结晶情况较好，平均粒径为43.3nm；纳米ZnO光催化剂催化降解柴油的最佳反应条件为ZnO投加量1.0g/L、柴油初始浓度1.0g/L、pH值7.0、反应时间3h、H2O2浓度0.16%，最佳反应条件下，光催化降解率能达到84%以上。通过极差分析知，五个因素对纳米ZnO光催化氧化降解柴油的影响程度大小排序为：ZnO投加量>反应时间>pH值>柴油初始浓度>H2O2浓度。（2）采用超声化学沉淀法制备了不同掺杂比的Ag/ZnO，并通过改变煅烧温度来制备不同的光催化剂。所得Ag/ZnO均为纤维锌矿属，结晶度较高，Ag的掺杂会引起催化剂粒径的增加。在紫外光下进行光催化降解实验得出以下结论：ZnO基光催化剂掺杂适量Ag元素后可以改善光催化剂对柴油的光催化性能，并能改善其对pH的敏感度。最佳反应条件为催化剂投加量2.0g/L、反应时间2.0h、Ag掺杂量1.0at%、煅烧温度400°C、pH值8.5，在最佳反应条件下，光催化降解率能接近80%。通过极差分析知各因素对柴油降解率的影响情况如下：反应时间>催化剂投加量>Ag掺杂量≈pH值>煅烧温度。（3）采用共沉淀法制备了纳米ZnO光催化剂，考察了催化剂煅烧温度、催化剂投加量、柴油初始浓度和pH值对反应动力学的影响，用所得数据拟合了一级反应和二级反应的参数，对光催化反应的动力学过程进行分析，认为纳米ZnO光催化降解柴油实验用二级反应拟合更为合适。（4）采用共沉淀法制备了不同掺杂比的Li/ZnO，并通过改变煅烧温度来制备不同的光催化剂。经分析知所制备的光催化剂均为纤维锌矿属，Li元素已成功掺入ZnO晶体中，且Li的掺杂会引起光催化剂粒径的增加。在可见光照射下，Li/ZnO光催化剂对柴油的降解能力比纯ZnO对柴油的降解能力强，Li元素的掺杂可以较小半导体禁带宽度，从而使其对光的吸收波长红移。根据正交实验可知最佳反应组合为Li掺杂量为1at%、煅烧温度为900°C、催化剂投加量为2.5g/L、柴油初始浓度为1.5g/L、pH值为8.25，最佳反应条件下，光催化降解率能达到77%。五个因素对纳米ZnO光催化氧化降解柴油的影响程度大小排序为：煅烧温度> Li掺杂量≈pH值>柴油初始浓度>催化剂投加量。（5）采用共沉淀法制备了3at%Li/ZnO和纯ZnO光催化剂，超声化学沉淀法制备了1at%Ag/ZnO和纯ZnO光催化剂，四种光催化剂粉末都可在太阳光下对柴油进行降解，但是其催化性能不尽相同，它们在太阳光下对柴油的降解效果如下：共沉淀法的3at%Li/ZnO>共沉淀法的ZnO≈超声法的1at%Ag/ZnO>超声法的ZnO，其中，3at%Li/ZnO光催化剂具有最好的光催化效果。通过偶联剂法以3at%Li/ZnO为原始光催化剂，成功制成漂浮型的光催化剂/聚丙烯多面球。光催化剂/聚丙烯多面球对柴油的8小时光催化降解率能达65%，小球对原油的8小时光催化降解率能达58%。
二、TiO_2光催化降解脂肪烃类反应机制的探析（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、TiO_2光催化降解脂肪烃类反应机制的探析（论文提纲范文）
（1）TiO2基光催化剂对气相VOCs的降解路径与失活机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 TiO_2的结构与性能 |
| 1.3 TiO_2改性方法 |
| 1.4 稀土改性TiO_2的研究现状 |
| 1.5 光催化降解气相VOCs的研究现状 |
| 1.5.1 VOCs在催化剂表面的吸附氧化动力学模型 |
| 1.5.2 光催化的影响因素 |
| 1.5.3 VOCs的光催化反应路径 |
| 1.5.4 混合VOCs的研究现状 |
| 1.6 TiO_2在VOCs降解方面的研究进展 |
| 1.6.1 不同晶面TiO_2对VOCs降解特性的影响 |
| 1.6.2 不同VOCs在 TiO_2上的降解情况 |
| 1.6.3 TiO_2基复合催化剂对VOCs的光降解 |
| 1.6.4 表面羟基基团和缺陷在VOCs降解过程中的作用 |
| 1.6.5 TiO_2在VOCs降解中的失活机制研究 |
| 1.6.6 ROS在 VOCs降解中的主导作用 |
| 1.7 本课题的提出及研究内容 |
| 第二章 Tm~(3+)-TiO_2催化剂对气相乙醛、邻二甲苯及其混合气的降解特性研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 Tm~(3+)-TiO_2催化剂的制备 |
| 2.2.3 表征技术 |
| 2.2.4 吸附性能与光催化活性测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的结构、形貌、光学性质 |
| 2.3.2 催化剂对乙醛、邻二甲苯的吸附和降解性能 |
| 2.3.3 光催化反应机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Er~(3+)-TiO_2催化剂在可见光下对乙醛及其全光下对其他VOCs的降解特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 Er~(3+)-TiO_2光催化剂的制备 |
| 3.2.3 表征技术 |
| 3.2.4 吸附性能与光催化活性测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的化学成分和形貌 |
| 3.3.2 催化剂的光催化性能 |
| 3.3.3 光催化的影响因素 |
| 3.3.4 光催化反应机理及失活现象 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 rGO/Er~(3+)-TiO_2催化剂在气相邻二甲苯中的抗失活新策略 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 TiO_2、Er~(3+)-TiO_2及rGO/Er~(3+)-TiO_2光催化剂的制备 |
| 4.2.3 表征技术 |
| 4.2.4 吸附性能与光催化活性测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 光催化剂的形态、结构和光电化学特性 |
| 4.3.2 催化剂的光催化活性及气态邻二甲苯的降解途径 |
| 4.3.3 光催化剂的失活机理 |
| 4.3.4 0.5rGO/0.5ET光催化剂的活化机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 不同活性氧物种(ROS)在VOCs降解过程中发挥的作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料 |
| 5.2.2 表征技术 |
| 5.2.3 吸附性能与光催化活性测试 |
| 5.2.4 自由基猝灭实验 |
| 5.2.5 中间体检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 光催化剂的结构和理化性质 |
| 5.3.2 不同VOCs光降解过程中活性组分的影响 |
| 5.3.3 不同ROS对 VOC氧化路径的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 全文总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）农药有机磷与Pb2+的光催化及反应器的CFD模拟优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 有机污染物和重金属的去除方法 |
| 1.2.1 有机污染物的处理方法 |
| 1.2.2 重金属污染物的处理方法 |
| 1.3 有机污染物和重金属同步去除的进展 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 光催化 |
| 1.4 CFD模拟在光催化中的应用 |
| 1.5 本课题研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线图 |
| 1.7 创新点 |
| 第二章 材料制备与表征 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 MgFe_2O_4@TiO_2材料的制备 |
| 2.2.1 制备方法 |
| 2.2.2 MgFe_2O_4与TiO_2最优掺杂比的确定 |
| 2.3 光催化材料的表征 |
| 2.3.1 表征方法 |
| 2.3.2 表征结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 MgFe_2O_4@TiO_2光催化降解DDVP的研究 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 仪器与设备 |
| 3.2 光催化性能影响因素探讨 |
| 3.2.1 DDVP溶液的初始pH值 |
| 3.2.2 MgFe_2O_4@TiO_2的投加量 |
| 3.2.3 DDVP溶液的起始浓度 |
| 3.3 DDVP光催化降解机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 MgFe_2O_4@TiO_2光催化去除Pb~(2+)的研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 仪器与设备 |
| 4.2 光催化性能影响因素探讨 |
| 4.2.1 Pb~(2+)溶液的初始pH值 |
| 4.2.2 MgFe_2O_4@TiO_2的投加量 |
| 4.2.3 Pb~(2+)溶液的起始浓度 |
| 4.3 Pb~(2+)光催化去除机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 DDVP与 Pb~(2+)同步去除的研究 |
| 5.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 仪器与设备 |
| 5.2 DDVP和 Pb~(2+)共存污染物的同步去除 |
| 5.3 DDVP和 Pb~(2+)同步光催化去除机理 |
| 5.4 MgFe_2O_4@TiO2 对选矿废水中Pb~(2+)和DDVP的去除效果 |
| 5.5 MgFe_2O_4@TiO_2的重复利用性实验 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 光催化反应器的CFD模拟优化与实验验证 |
| 6.1 实验试剂与仪器 |
| 6.1.1 实验试剂 |
| 6.1.2 仪器与设备 |
| 6.2 流体动力学模型 |
| 6.2.1 VOF模型(Volume of Fluid Model) |
| 6.2.2 湍流模型 |
| 6.3 光催化反应器模拟优化与实验验证 |
| 6.3.1 模拟方法 |
| 6.3.2 模拟优化与实验验证 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及取得的科研成果 |
| 个人简介 |
（3）纳米N/TiO2负载涤纶非织造材料的制备及其降解甲醛的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景和研究意义 |
| 1.2 挥发性有机物及检测标准 |
| 1.2.1 挥发性有机物来源和危害 |
| 1.2.2 挥发性有机物检测方法和指标 |
| 1.3 负载型光催化剂研究进展 |
| 1.3.1 光催化剂的催化机理 |
| 1.3.2 提高TiO_2光催化活性的方法 |
| 1.3.3 光催化剂的载体 |
| 1.3.4 光催化剂的负载方法 |
| 1.4 课题研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的及思路 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 N/TiO_2纳米材料的制备 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验药品与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验制备工艺 |
| 2.1.4 制备工艺优化 |
| 2.1.5 样品形貌结构表征 |
| 2.2 乙酰丙酮法光催化性能评价 |
| 2.2.1 标准曲线绘制 |
| 2.2.2 光催化性能评价 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 TiO_2和N/TiO_2光催化性能 |
| 2.3.2 煅烧温度对光催化性能的影响 |
| 2.3.3 氮钛比对光催化性能的影响 |
| 2.3.4 样品形貌及结构表征分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 N/TiO_2负载材料的制备与表征 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验药品与试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 样品形貌结构表征 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 碱减量处理工艺 |
| 3.2.2 分散液制备工艺 |
| 3.2.3 负载材料的制备 |
| 3.2.4 效果评价方法 |
| 3.3 碱减量处理工艺优化 |
| 3.3.1 碱减量处理前期实验 |
| 3.3.2 碱减量最佳工艺条件 |
| 3.4 分散液制备工艺优化 |
| 3.4.1 正交实验设计 |
| 3.4.2 分散效果评价 |
| 3.5 负载材料形貌及性能表征 |
| 3.5.1 N/TiO_2负载材料负载牢度分析 |
| 3.5.2 N/TiO_2负载材料形貌表征 |
| 3.5.3 N/TiO_2负载材料性能表征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 N/TiO_2负载材料降解甲醛性能和机理研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验药品与试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 测试实验部分 |
| 4.2.1 水萃取法 |
| 4.2.2 甲醛吸附降解实验 |
| 4.3 水萃取法光催化性能评价 |
| 4.3.1 标准曲线绘制 |
| 4.3.2 正交实验方案 |
| 4.3.3 光催化影响因素分析 |
| 4.4 吸附及光催化性能机理分析 |
| 4.4.1 负载织物对甲醛的吸附性能 |
| 4.4.2 负载材料对甲醛的吸附及光催化降解协同作用机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（4）La/TiO2-CdS复合纤维膜的制备及可见光催化联合等离子体降解甲苯气体（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 VOCs处理技术研究进展 |
| 1.2.1 VOCs的危害 |
| 1.2.2 VOC治理方法简介 |
| 1.2.3 光催化联合等离子体法简介 |
| 1.3 TiO_2光催化剂的制备及改性方法简介 |
| 1.3.1 TiO_2光催化剂简介 |
| 1.3.2 TiO_2光催化剂的制备 |
| 1.3.3 TiO_2光催化剂的改性 |
| 1.4 静电纺丝方法简介 |
| 1.4.1 静电纺丝技术原理 |
| 1.4.2 静电纺丝制膜方法 |
| 1.5 本课题研究思路、内容及创新之处 |
| 1.5.1 研究思路及内容 |
| 1.5.2 创新之处 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 表征测试方法 |
| 2.2.1 SEM表征 |
| 2.2.2 XRD表征 |
| 2.2.3 TEM表征 |
| 2.2.4 FT-IR分析 |
| 2.2.5 TGA分析 |
| 2.2.6 XPS表征 |
| 2.2.7 DRS分析 |
| 2.3 光催化实验 |
| 2.3.1 光催化实验装置 |
| 2.3.2 标准曲线的绘制 |
| 第3章 TiO_2负载纤维膜的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 PVA纤维膜的制备 |
| 3.2.2 TiO_2负载纤维膜的制备 |
| 3.2.3 光催化实验 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 PVA纤维膜的纺丝工艺探究 |
| 3.3.1.1 纺丝电压对形貌的影响 |
| 3.3.1.2 接收距离对形貌的影响 |
| 3.3.1.3 纺丝液喷射速度对形貌的影响 |
| 3.3.1.4 PVA质量分数对形貌的影响 |
| 3.3.2 TiO_2纤维膜的形貌分析(SEM、TEM) |
| 3.3.3 XRD分析 |
| 3.3.4 FTIR分析 |
| 3.3.5 TGA分析 |
| 3.4 TiO_2负载纤维膜光催化降解实验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 La-TiO_2/CdS复合纤维膜催化剂的制备 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 La-TiO_2/CdS复合纤维膜的制备 |
| 4.2.2 光催化实验 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 样品XRD分析 |
| 4.3.2 样品XPS分析 |
| 4.3.3 样品DRS分析 |
| 4.3.4 样品SEM分析 |
| 4.4 光催化降解甲苯实验 |
| 4.4.1 La掺杂量对甲苯降解效果 |
| 4.4.2 CdS复合量对甲苯降解效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 La-TiO_2/CdS复合纤维膜光催化联合等离子体降解甲苯气体工艺研究. |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验装置 |
| 5.3 单因素实验 |
| 5.3.1 可见光下不同降解条件对甲苯降解效果的影响 |
| 5.3.2 等离子发生器功率对降解效果的影响 |
| 5.3.3 催化剂用量对甲苯降解效果 |
| 5.3.4 甲苯初始浓度对降解效果的影响 |
| 5.4 甲苯降解工艺正交实验探究 |
| 5.5 La-TiO_2/CdS复合纤维膜的稳定性 |
| 5.6 光催化联合等离子体降解机理探究 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位学位期间研究成果 |
（5）双频超声波耦合过硫酸盐降解土壤中全氟烷基化合物和石油烃的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 课题来源及研究背景 |
| 1.1.2 环境的PFAS和TPH污染及其危害 |
| 1.2 PFAS和TPH降解技术的研究进展 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 化学降解技术 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化技术的研究进展 |
| 1.3.1 化学法活化过硫酸盐氧化技术 |
| 1.3.2 物理法活化过硫酸盐氧化技术 |
| 1.4 超声波活化过硫酸盐氧化技术的研究进展 |
| 1.4.1 超声波活化过硫酸盐技术的应用现状 |
| 1.4.2 超声波活化过硫酸盐体系的动力学分析方法 |
| 1.4.3 超声波活化过硫酸盐技术的发展趋势 |
| 1.4.4 超声波活化过硫酸盐技术的优势与瓶颈 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究课题的提出 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.5.3 研究内容及技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 主要实验仪器 |
| 2.1.2 主要实验试剂 |
| 2.2 实验样品 |
| 2.2.1 土壤 |
| 2.2.2 土壤上清液 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 超声波降解土壤中PFAS和TPH的实验方法 |
| 2.3.2 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中PFAS和TPH的实验方法 |
| 2.3.3 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中PFAS和TPH的实验方法 |
| 2.4 PFAS及TPH的检测方法 |
| 2.4.1 PFAS的检测 |
| 2.4.2 TPH的检测 |
| 2.5 其他分析方法 |
| 2.6 去除率和降解率的计算 |
| 2.6.1 PFAS和TPH去除率的计算 |
| 2.6.2 PFAS和TPH降解率的计算 |
| 2.6.3 PFAS脱氟率的计算 |
| 第3章 超声波降解PFAS和TPH的主要影响因素及条件优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 主要因素对超声波降解PFAS的影响 |
| 3.2.1 超声波功率对PFAS降解的影响 |
| 3.2.2 超声时间对PFAS降解的影响 |
| 3.2.3 水土比对PFAS降解的影响 |
| 3.3 主要因素对超声波降解TPH的影响 |
| 3.3.1 超声波功率对TPH降解的影响 |
| 3.3.2 超声时间对TPH降解的影响 |
| 3.3.3 水土比对TPH降解的影响 |
| 3.4 超声波对反应体系中自由基及土壤结构的影响 |
| 3.4.1 自由基的产生与鉴定 |
| 3.4.2 超声波对土壤结构的影响 |
| 3.5 超声波降解PFAS和TPH的条件优化 |
| 3.5.1 响应曲面实验设计 |
| 3.5.2 模型的建立与方差分析 |
| 3.5.3 主要因素协同作用的效果分析 |
| 3.5.4 优化结果及模型验证 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 超声波耦合Na_2S_2O_8降解PFAS和TPH的效能与机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中PFAS的效能与优化 |
| 4.2.1 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中PFAS的效能 |
| 4.2.2 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤上清液中PFAS的条件优化 |
| 4.3 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中TPH的条件优化 |
| 4.3.1 TPH含量的影响 |
| 4.3.2 Na_2S_2O_8浓度的影响 |
| 4.3.3 超声波功率的影响 |
| 4.3.4 温度的影响 |
| 4.3.5 pH的影响 |
| 4.3.6 阴离子和HA的影响 |
| 4.4 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中TPH的动力学分析 |
| 4.4.1 TPH含量 |
| 4.4.2 Na_2S_2O_8浓度 |
| 4.5 超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中TPH的机理分析 |
| 4.5.1 TPH组分和降解中间产物 |
| 4.5.2 自由基的产生与鉴定 |
| 4.5.3 自由基的作用机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解PFAS和TPH的效能与机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解PFAS的效能 |
| 5.2.1 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤上清液中PFAS的效能 |
| 5.2.2 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中PFAS的效能 |
| 5.3 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解TPH的效能 |
| 5.3.1 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中TPH的条件优化 |
| 5.3.2 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解土壤中TPH的效能 |
| 5.4 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解PFAS的机理分析 |
| 5.4.1 双频超声波耦合Na_2S_2O_8体系的动力学分析 |
| 5.4.2 PFAS的降解中间产物 |
| 5.4.3 PFAS的降解途径 |
| 5.5 双频超声波耦合Na_2S_2O_8降解TPH的机理分析 |
| 5.5.1 自由基的产生与鉴定 |
| 5.5.2 双频超声波对土壤结构的影响 |
| 5.5.3 双频超声波耦合Na_2S_2O_8体系的降解机理分析 |
| 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 |
（6）锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 氧氯化锆生产过程副产锆硅渣的性质及综合利用现状 |
| 1.2.1 氧氯化锆生产工艺与锆硅渣的产生 |
| 1.2.2 锆硅渣的组成和性质 |
| 1.2.3 锆硅渣综合利用现状与存在问题 |
| 1.2.3.1 锆硅渣的处理 |
| 1.2.3.2 锆硅渣的综合利用现状及存在问题 |
| 1.3 重金属离子对水体的污染及其治理 |
| 1.3.1 重金属污染物种类和污染现状 |
| 1.3.1.1 污染物种类 |
| 1.3.1.2 污染现状 |
| 1.3.2 重金属离子废水的处理技术 |
| 1.3.2.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2.2 离子交换法 |
| 1.3.2.3 电化学法 |
| 1.3.2.4 膜分离法 |
| 1.3.2.5 生物处理法 |
| 1.3.2.6 吸附法 |
| 1.4 纳米TiO_2 光催化剂在水污染治理中的应用 |
| 1.4.1 TiO_2 的结构和性质 |
| 1.4.2 纳米TiO_2 光催化剂去除水中污染物的研究 |
| 1.4.3 矿物负载纳米TiO_2 复合光催化剂的研究 |
| 1.4.3.1 常用的非金属矿物载体 |
| 1.4.3.2 负载纳米TiO_2 用矿物载体的未来发展 |
| 1.5 本论文选题意义及主要研究内容 |
| 第二章 原料、试剂与研究方法 |
| 2.1 原料和试剂 |
| 2.1.1 原料 |
| 2.1.1.1 锆硅渣原料组成和提纯工艺 |
| 2.1.1.2 锆硅渣提纯物的物相和结构特性 |
| 2.1.1.3 颗粒粒度及形态 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.2 仪器和设备 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.3.1 ZSR-P吸附水中Pb~(2+)和Cd~(2+) |
| 2.3.2 ZSR-P改性及吸附水中Cr(Ⅵ) |
| 2.3.3 ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂的制备 |
| 2.3.4 水泥固化含重金属离子ZSR-P的试验研究 |
| 2.4 测试与表征方法 |
| 2.4.1 水中重金属离子浓度测试 |
| 2.4.1.1 电感耦合等离子体-发射光谱法测定水中Pb~(2+)和Cd~(2+)浓度 |
| 2.4.1.2 二苯碳酰二肼分光光度法测定水中Cr(VI)浓度 |
| 2.4.2 ZSR-P吸附重金属离子吸附效果评价 |
| 2.4.2.1 去除率与吸附量的计算 |
| 2.4.2.2 吸附动力学 |
| 2.4.2.3 等温吸附模型 |
| 2.4.3 ZSR-P改性效果评价 |
| 2.4.3.1 润湿接触角 |
| 2.4.3.2 分散度 |
| 2.4.3.3 表面羟基量测试 |
| 2.4.3.4 Zeta电位测试 |
| 2.4.4 ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂性能表征 |
| 2.4.5 材料结构表征和机理研究 |
| 2.4.5.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.4.5.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.4.5.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.4.5.4 比表面积分析(BET)分析 |
| 2.4.5.5 X射线光电子能谱仪(XPS)分析 |
| 2.4.5.6 傅里叶红外光谱仪(FTIR)分析 |
| 2.4.5.7 X射线荧光光谱仪(XRF)分析 |
| 第三章 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)和Cd~(2+)及其机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)的行为和机理 |
| 3.2.1 吸附过程各因素的影响 |
| 3.2.1.1 溶液pH值的影响 |
| 3.2.1.2 溶液温度的影响 |
| 3.2.1.3 吸附时间的影响 |
| 3.2.1.4 吸附剂用量的影响 |
| 3.2.1.5 Pb~(2+)初始浓度的影响 |
| 3.2.2 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)动力学和等温吸附行为 |
| 3.2.2.1 吸附动力学模型 |
| 3.2.2.2 吸附等温线 |
| 3.2.3 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)机理研究 |
| 3.2.3.1 Pb~(2+)在ZSR-P颗粒吸附位置分析 |
| 3.2.3.2 锆硅渣吸附Pb~(2+)性质 |
| 3.2.3.3 ZSR-P吸附Pb~(2+)作用模型 |
| 3.3 锆硅渣吸附水中Cd~(2+)的的行为和机理 |
| 3.3.1 吸附过程各因素的影响 |
| 3.3.1.1 溶液温度的影响 |
| 3.3.1.2 吸附时间的影响 |
| 3.3.1.3 吸附剂用量的影响 |
| 3.3.1.4 Cd~(2+)初始浓度的影响 |
| 3.3.1.5 溶液pH值的影响 |
| 3.3.2 锆硅渣吸附水中Cd~(2+)动力学和等温吸附行为 |
| 3.3.2.1 吸附动力学模型 |
| 3.3.2.2 吸附等温线 |
| 3.3.3 锆硅渣吸附Cd~(2+)机理研究 |
| 3.3.3.1 Cd~(2+)在ZSR-P颗粒吸附位置分析 |
| 3.3.3.2 ZSR-P吸附Cd~(2+)的作用性质 |
| 3.3.3.3 ZSR-P吸附Cd~(2+)作用模型 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 锆硅渣表面改性及对水中Cr(Ⅵ)的吸附性能研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 CTAB改性ZSR-P试验研究 |
| 4.2.1 改性条件的影响 |
| 4.2.1.1 温度的影响 |
| 4.2.1.2 pH值的影响 |
| 4.2.1.3 改性时间的影响 |
| 4.2.1.4 改性剂用量的影响 |
| 4.2.2 改性效果和机理 |
| 4.2.2.1 改性ZSR-P的表面ζ电位及对吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.2.2 改性ZSR-P表面羟基数测试 |
| 4.2.2.3 CTAB改性ZSR-P的作用机理 |
| 4.3 改性ZSR-P吸附水中Cr(Ⅵ)的研究 |
| 4.3.1 吸附工艺参数的影响和吸附效果 |
| 4.3.1.1 改性ZSR-P用量的影响 |
| 4.3.1.2 溶液温度的影响 |
| 4.3.1.3 溶液pH值的影响 |
| 4.3.1.4 吸附时间的影响 |
| 4.3.1.5 Cr(Ⅵ)初始浓度的影响 |
| 4.3.2 改性ZSR-P吸附Cr(Ⅵ)动力学和等温吸附行为 |
| 4.3.2.1 吸附动力学模型 |
| 4.3.2.2 吸附等温线 |
| 4.3.3 CTAB改性ZSR-P吸附Cr(Ⅵ)机理研究 |
| 4.3.3.1 吸附位置分析 |
| 4.3.3.2 与Cr(Ⅵ)自身沉淀的对比 |
| 4.3.3.3 N_2 吸附-脱附等温线的对比 |
| 4.3.3.4 红外光谱分析 |
| 4.3.3.5 XPS的对比 |
| 4.3.3.6 作用模型 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 锆硅渣负载纳米TiO_2 复合光催化剂的制备与表征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 溶胶-凝胶法制备ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂试验研究 |
| 5.2.1 制备工艺因素的影响 |
| 5.2.1.1 TBOT添加量的影响 |
| 5.2.1.2 乙醇与水比例的影响 |
| 5.2.1.3 搅拌时间的影响 |
| 5.2.1.4 焙烧温度的影响 |
| 5.2.1.5 焙烧时间的影响 |
| 5.2.2 ZSR-P/TiO_2 复合光催化剂降解甲基橙性能研究 |
| 5.2.2.1 ZSR-P/TiO_2 不同用量下的降解效果 |
| 5.2.2.2 不同甲基橙浓度下的降解效果 |
| 5.2.2.3 复合光催化剂循环次数的影响 |
| 5.3 ZSR-P/TiO_2 复合光催化剂的组分与结构 |
| 5.3.1 物相和化学组成 |
| 5.3.2 SEM和 TEM分析 |
| 5.3.3 N_2 吸附-脱附曲线和孔结构变化 |
| 5.4 ZSR-P负载纳米TiO_2 性质和机理研究 |
| 5.4.1 红外光谱分析 |
| 5.4.2 XPS分析 |
| 5.4.3 ZSR-P负载纳米TiO_2 作用的机理 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 ZSR-P水泥固化及对重金属离子的稳定行为 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 ZSR-P水泥固化体中重金属离子的浸出行为 |
| 6.2.1 中性浸出液中重金属离子的浸出 |
| 6.2.2 酸性浸出液中重金属离子的浸出 |
| 6.3 ZSR-P水泥固化体的力学性能 |
| 6.3.1 ZSR-P水泥固化体的抗压强度 |
| 6.3.2 ZSR-P水泥固化体的抗折强度 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（7）大气压微等离子体协同光催化技术去除甲苯的研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 课题研究背景 |
| 1.2.1 VOCs的性质与危害 |
| 1.2.2 VOCs污染来源 |
| 1.3 VOCs治理方法的研究现状 |
| 1.3.1 常见VOCs治理方法 |
| 1.3.2 VOCs治理技术的比较 |
| 1.4 微等离子体协同光催化技术 |
| 1.4.1 微等离子体的定义与产生 |
| 1.4.2 微等离子体技术去除原理 |
| 1.4.3 微等离子体协同光催化技术去除原理 |
| 1.5 低温等离子体协同光催化技术处理VOCs的研究进展 |
| 1.6 研究内容、目的和意义 |
| 2 实验方法及催化剂制备 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 甲苯反应装置 |
| 2.3 微等离子体电学参数测量方法 |
| 2.4 光催化剂的制备方法 |
| 2.4.1 TiO_2光催化剂制备方法 |
| 2.4.2 M/TiO_2光催化剂制备方法 |
| 2.4.3 α-MnO_2/TiO_2光催化剂制备方法 |
| 2.5 催化剂表征方法 |
| 2.5.1 扫描电子显微镜分析法 |
| 2.5.2 X射线衍射分析法 |
| 2.5.3 紫外可见吸收光谱分析法 |
| 2.6 去除甲苯的实验方法及评价方法 |
| 2.6.1 去除甲苯的实验方法 |
| 2.6.2 甲苯去除性能的评价方法 |
| 3 微等离子体源结构优化及光催化剂性能测试 |
| 3.1 微等离子体源的电学参数及结构优化 |
| 3.1.1 微等离子体源的电学参数测量 |
| 3.1.2 微等离子体源的结构优化 |
| 3.2 光催化剂性能测试及表征 |
| 3.2.1 光催化剂性能测试 |
| 3.2.2 扫描电子显微镜分析法 |
| 3.2.3 X射线衍射分析法 |
| 3.2.4 紫外可见吸收光谱分析法 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 DDBD微等离子体协同光催化去除甲苯的研究 |
| 4.1 DDBD微等离子体去除甲苯的研究 |
| 4.1.1 甲苯浓度对去除效率的影响 |
| 4.1.2 相对湿度对去除效率的影响 |
| 4.1.3 COx的选择性 |
| 4.1.4 O_3的产量 |
| 4.2 DDBD微等离子体协同TiO_2催化剂去除甲苯的研究 |
| 4.2.1 甲苯浓度对去除效率的影响 |
| 4.2.2 相对湿度对去除效率的影响 |
| 4.2.3 COx的选择性 |
| 4.2.4 O_3的产量 |
| 4.3 DDBD微等离子体协同Mn/TiO_2催化剂去除甲苯的研究 |
| 4.3.1 甲苯浓度对去除效率的影响 |
| 4.3.2 相对湿度对去除效率的影响 |
| 4.3.3 CO_x的选择性 |
| 4.3.4 O_3的产量 |
| 4.4 DDBD微等离子体协同α-MnO_2/TiO_2催化剂去除甲苯的研究 |
| 4.4.1 甲苯浓度对去除效率的影响 |
| 4.4.2 相对湿度对去除效率的影响 |
| 4.4.3 CO_x的选择性 |
| 4.4.4 O_3的产量 |
| 4.5 反应副产物分析 |
| 4.5.1 反应尾气组分分析 |
| 4.5.2 管壁结焦产物组分分析 |
| 4.5.3 甲苯降解路径分析 |
| 4.6 甲苯氧化装置催化老化活性的实验研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（8）MOx-TiO2（M=Cu,Mn,Ag）光催化臭氧氧化气相己烷同分异构体机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 VOCs污染控制现状 |
| 1.2.1 回收技术 |
| 1.2.2 销毁技术 |
| 1.2.3 光催化技术在工业废气处理中的应用 |
| 1.2.4 烷烃类VOCs研究现状 |
| 1.2.5 光催化臭氧氧化降解机理研究现状 |
| 1.3 本论文研究意义及研究内容 |
| 第二章 MO_x-TiO_2(M=Cu,Mn,Ag)光催化臭氧氧化气相正己烷机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 合成方法 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.2.4 光催化反应装置 |
| 2.2.5 降解产物鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 XRD和 SEM表征 |
| 2.3.2 XPS表征结果 |
| 2.4 光催化臭氧氧化降解正己烷动力学 |
| 2.5 ˙OH和˙O_2~-提高光催化臭氧氧化正己烷效率中的作用 |
| 2.6 催化剂表面中间产物分析 |
| 2.7 ˙OH和˙O_2~-自由基对正己烷反应途径的影响 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 Cu_2O-CuO/TiO_2 光催化臭氧氧化气相己烷同分异构体机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 己烷同分异构体降解动力学曲线 |
| 3.3.2 红外谱图分析 |
| 3.3.3 催化剂表面中间产物分析 |
| 3.3.4 己烷同分异构体可能的反应途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 4.1 总结 |
| 4.2 论文创新点 |
| 4.3 论文不足之处 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（10）纳米ZnO基光催化剂制备及光催化降解海洋石油污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染来源及其危害 |
| 1.2 海洋石油污染的治理方法 |
| 1.3 光催化技术的产生及其机理 |
| 1.4 半导体 ZnO 的液相制备 |
| 1.4.1 沉淀法 |
| 1.4.2 水热合成法及溶剂热法 |
| 1.4.3 溶胶‐凝胶法(Sol‐gel) |
| 1.4.4 微乳液法 |
| 1.5 光催化剂 ZnO 的改性方法 |
| 1.5.1 无机改性 |
| 1.5.2 有机改性 |
| 1.6 纳米 ZnO 复合催化剂在废水处理中的应用 |
| 1.6.1 染料类污染物 |
| 1.6.2 农药类污染物 |
| 1.6.3 苯酚类污染物 |
| 1.6.4 其他污染物 |
| 1.7 光催化技术在海洋石油污染中的应用及展望 |
| 1.8 论文的研究意义及主要研究内容 |
| 第二章 ZnO 基复合纳米光催化剂制备及其光催化实验方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 光催化剂的制备及表征 |
| 2.2.1 超声沉淀法制备 ZnO 和 Ag/ZnO 光催化剂 |
| 2.2.2 共沉淀法制备 ZnO 和 Li/ZnO 光催化剂 |
| 2.2.3 X 射线衍射仪 |
| 2.2.4 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3 光催化实验 |
| 2.3.1 标准曲线的建立 |
| 2.3.2 光催化降解实验 |
| 2.3.3 柴油或原油剩余量的测量 |
| 第三章 纳米 ZnO 的制备、表征及光催化性能的研究 |
| 3.1 纳米 ZnO 光催化剂的制备 |
| 3.2 纳米 ZnO 光催化剂的表征 |
| 3.2.1 X 射线衍射分析(XRD) |
| 3.2.2 透射电子显微镜(TEM) |
| 3.3 纳米 ZnO 光催化氧化海水中柴油污染的研究 |
| 3.3.1 催化剂投加量对光催化效果的影响 |
| 3.3.2 柴油初始浓度对光催化效果的影响 |
| 3.3.3 pH 值对光催化效果的影响 |
| 3.3.4 H2O2浓度对光催化效果的影响 |
| 3.3.5 反应时间对光催化效果的影响 |
| 3.4 纳米 ZnO 的光催化条件的优化 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 纳米 Ag/ZnO 光催化剂的制备、表征和光催化性能的研究 |
| 4.1 纳米 Ag/ZnO 光催化剂的制备 |
| 4.2 纳米 Ag/ZnO 光催化剂的表征 |
| 4.2.1 X 射线衍射分析(XRD) |
| 4.2.2 透射电子显微镜分析(TEM) |
| 4.3 纳米 Ag/ZnO 光催化氧化海水中柴油污染的研究 |
| 4.3.1 催化剂投加量对光催化效果的影响 |
| 4.3.2 Ag 掺杂量对光催化效果的影响 |
| 4.3.3 pH 值对光催化效果的影响 |
| 4.3.4 反应时间对光催化效果的影响 |
| 4.4 纳米 Ag/ZnO 的光催化条件的优化 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 纳米 ZnO 光催化降解柴油的动力学研究 |
| 5.1 光催化反应动力学的研究 |
| 5.2 催化剂煅烧温度的影响 |
| 5.3 催化剂投加量的影响 |
| 5.4 柴油初始浓度的影响 |
| 5.5 海水 pH 的影响 |
| 5.6 动力学模型与分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 Li/ZnO 的制备、表征及其在可见光下的光催化性能研究 |
| 6.1 纯 ZnO 和 Li/ZnO 光催化剂的制备 |
| 6.2 复合纳米光催化剂的表征 |
| 6.2.1 X 射线衍射分析(XRD) |
| 6.2.2 透射电子显微镜分析(TEM) |
| 6.3 纳米 Li/ZnO 光催化氧化海水中柴油污染的研究 |
| 6.3.1 煅烧温度对光催化效果的影响 |
| 6.3.2 催化剂投加量对光催化效果的影响 |
| 6.3.3 柴油初始浓度对光催化效果的影响 |
| 6.3.4 pH 值对光催化效果的影响 |
| 6.3.5 反应时间对光催化效果的影响 |
| 6.4 纳米 Li/ZnO 的光催化条件的优化 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 复合纳米 ZnO 光催化剂在太阳光下的光催化性能 |
| 7.1 粉末状光催化剂在太阳光下对柴油光催化降解的研究 |
| 7.2 漂浮型光催化剂的制备 |
| 7.3 漂浮型复合催化剂对柴油的降解效果 |
| 7.4 漂浮型复合催化剂对原油的降解效果 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 本研究的不足和进一步展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
四、TiO_2光催化降解脂肪烃类反应机制的探析（论文参考文献）
- [1]TiO2基光催化剂对气相VOCs的降解路径与失活机制研究[D]. 饶泽鹏. 中国科学院大学(中国科学院上海硅酸盐研究所), 2021
- [2]农药有机磷与Pb2+的光催化及反应器的CFD模拟优化[D]. 张彧. 内蒙古工业大学, 2021(01)
- [3]纳米N/TiO2负载涤纶非织造材料的制备及其降解甲醛的研究[D]. 朱文怡. 江南大学, 2021(01)
- [4]La/TiO2-CdS复合纤维膜的制备及可见光催化联合等离子体降解甲苯气体[D]. 孙英豪. 南昌大学, 2021
- [5]双频超声波耦合过硫酸盐降解土壤中全氟烷基化合物和石油烃的效能与机制研究[D]. 雷永佳. 哈尔滨工业大学, 2021
- [6]锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究[D]. 陈婉婷. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [7]大气压微等离子体协同光催化技术去除甲苯的研究与应用[D]. 黄竹. 大连海事大学, 2019(06)
- [8]MOx-TiO2（M=Cu,Mn,Ag）光催化臭氧氧化气相己烷同分异构体机理研究[D]. 卫鹏. 广东工业大学, 2019(02)
- [9]纳米TiO2光催化材料及其在潜艇内空气净化中的应用[J]. 王中驰,黎德龙,潘春旭. 中国舰船研究, 2016(03)
- [10]纳米ZnO基光催化剂制备及光催化降解海洋石油污染研究[D]. 胡冬冬. 大连海洋大学, 2013(12)