一、四氢呋喃废水的降解特性（论文文献综述）
王棚[1]（2021）在《1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究》文中研究指明1,4-二恶烷在工业活动中常被广泛用于油漆、化妆品、除臭剂和清洁剂等的溶剂,以及氯化溶剂的稳定剂。历史上不当的储存和管理导致二恶烷大规模泄漏到地下水、地表水和垃圾渗滤液等水环境中,然而由于其高度的水溶性和化学稳定性导致其在水环境中持久存在。二恶烷已被美国环保局（USEPA）归类为可能的人类致癌物,并且在2016年“有毒物质控制法”修正案中被列为“高优先级”污染物。共代谢生物修复技术由于其不依赖污染物的浓度和较高的二恶烷去除效率,并最终能达到足够的二恶烷清理目标等特点,可能在去除二恶烷时发挥重要作用。因此,开发基于共代谢生物降解二恶烷的处理技术具有重要意义。四氢呋喃（THF）具有低毒、可生物降解和常与二恶烷共污染等特点,因此开发共代谢生物降解THF与二恶烷的修复技术以处理它们共污染的问题可能是有利的;而糖蜜由于其使用安全、碳源丰富和成本低等特点,可作为一种优良的辅助底物来广泛用于处理被二恶烷污染的地下水。本论文尝试分离分别能以THF或糖蜜为辅助底物降解二恶烷的菌株,并分别探究其对二恶烷的生物降解性能及机理,针对THF与二恶烷共污染和二恶烷污染地下水的生物修复提供有价值的参考菌株,得出以下主要结论:（1）新型Arthrobacter sp.WN18展现出有效共代谢降解THF和二恶烷的性能:（1）分离到一株能共代谢降解二恶烷和THF的短杆状菌株Arthrobacter sp.WN18。在优化的THF与二恶烷的比例（3:1）下,该菌株对二恶烷具有较高的耐受性。此外,WN18在较宽的p H、温度和盐度范围内均能共代谢降解THF和二恶烷。与其他节杆菌属一样,WN18表现出在大气中固氮的能力。此外,WN18在三氯乙烯（TCE）的抑制作用下仍表现出较强的生物活性。（2）鉴定出菌株WN18中编码THF单加氧酶（THF MO/THM）完整的thm基因簇,与先前在假单胞菌和红球菌中报道的thm基因簇具有高度的序列同源性。此外,THF诱导WN18中thm A基因表达的丰度与二恶烷的降解速率呈正相关。结合衍生和酸化方法,质谱分析显示γ-丁内酯和2-羟基乙氧基乙酸（HEAA）分别是THF和二恶烷的关键代谢产物。微宇宙结果表明,THF能有效刺激土着微生物去除地下水中的二恶烷,生物强化菌株WN18的加入进一步增强了二恶烷的去除。综上所述,WN18展现出共代谢生物修复二恶烷污染地下水,尤其是与THF共污染情况下有效性。（2）糖蜜上生长的Acinetobacter sp.M21展现出共代谢降解二恶烷的性能（1）本研究中分离出一株以糖蜜为辅助底物有效降解二恶烷的细菌Acinetobacter sp.M21,而无明显的二恶烷降解滞后现象。在优化的0.3%糖蜜诱导下,M21可耐受高达1,000 mg/L的二恶烷。在较宽的环境条件（p H、温度和盐度）下,菌株M21均能有效降解二恶烷。持续培养M21去除二恶烷的试验表明,缺乏作为诱导剂的糖蜜和细胞衰老可能是导致M21的二恶烷降解活性降低的重要因素。（2）鉴定出在糖蜜诱导下菌株M21中负责二恶烷初始环裂解的thm基因簇,并证实其编码的二恶烷代谢酶主要分泌到胞内降解二恶烷。通过对二恶烷关键代谢产物HEAA的检测,提出了二恶烷的降解途径。微宇宙结果表明,糖蜜能增强土着微生物对二恶烷的去除,M21的注入进一步增强了微宇宙样品中的二恶烷去除效率。这些结果表明,糖蜜和无机营养素的结合可能是一种优良的二恶烷生物修复刺激剂,并在此条件下Acinetobacter sp.M21是一种在原位生物修复二恶烷污染地下水中有前景的和可靠的接种菌。
黄慧[2]（2021）在《四氢呋喃降解菌群的富集与重建及降解菌ZM07与非降解菌互作机制研究》文中认为四氢呋喃（THF）作为“万能溶剂”被广泛应用,对环境造成了持久性污染,而微生物降解是减轻THF污染行之有效的手段之一。本论文首先从活性污泥中富集驯化得到能够稳定高效降解THF的混合菌群H-1,并从中分离得到一株硫胺素缺陷型THF降解菌株Rhodococcus ruber ZM07,而后人工构建合成菌群,为微生物降解THF的实际应用提供种质资源。自然界中许多微生物是营养缺陷型的,本论文基于“黑色皇后假说”,以硫胺素缺陷型菌株ZM07及其互作菌为研究材料,通过共培实验及宏转录组学技术探究了在互作体系中,天然营养缺陷型降解菌与非降解菌所占有的生态位及互作机制。所获结果分述如下:（1）通过富集驯化培养获得THF高效降解菌群H-1,对其THF降解性能、抗逆能力、降解底物谱、群落结构等进行了研究。结果显示,混合菌群H-1最大生长速率和最大THF降解速率分别为0.143 h-1和208.522 mg THF h-1 g-1干重,显着高于已报道的单菌;H-1能在高底物浓度、重金属复合污染、高温等环境压力下高效降解THF,且添加低浓度其它碳源可以提高其THF降解能力;H-1能够降解多种有机污染物,具有较宽泛的底物谱;通过16S rRNA基因高通量测序分析H-1的群落结构,发现红球菌属（Rhodococcus）和噬氢菌属（Hydrogenophaga）为优势菌属,二者存在显着负相关性,表明降解菌与非降解菌之间的合作竞争机制是维持系统稳定性的重要因素。（2）硫胺素作为细胞碳水化合物代谢过程中关键酶的辅助因子,对生物体生命活动具有重要的调节和控制作用。从H-1中分离得到的THF降解菌ZM07缺乏合成4-甲基-5-（β-羟乙基）-噻唑所需的基因thi F、thi H和thi I,故而不能自主合成硫胺素,通过KEGG pathway比较分析及实验验证了这一点。利用两相反应器证明ZM07与Escherichia coli K12可通过非接触式方式互作,K12为ZM07提供硫胺素作为生长因子,ZM07为K12提供琥珀酸或更下游代谢产物作为碳源供其生长。在菌株ZM07、K12及硫胺素缺陷株Escherichia coli K12（35）thiE共培养实验中,利用q PCR方法测定菌株比例,结果表明:极微量K12便可以与ZM07形成稳定的合作体系;非合作者K12（35）thiE无法成功入侵THF降解菌与互作菌形成的合作体系;外源硫胺素的添加显着抑制了野生株K12的生长,说明ZM07在不需要互作菌帮助时会挤占非降解菌的生态位。（3）在添加和不添加外源硫胺素的两种条件下,对H-1进行了40次转接。通过16S rRNA基因高通量测序结合宏转录组学分析,得出H-1中THF降解菌与非降解菌对硫胺素的响应机制:外源硫胺素的添加可以瞬时提高H-1的THF降解性能和总生物量,影响大量基因的表达,显着性差异基因主要集中在代谢上;经过40次转接后,外源硫胺素改变了H-1的群落结构组成和转录响应,虽有助于缺陷型降解菌的生长和代谢,却抑制了群落中大部分微生物的代谢活动,降低了菌群对外界环境变化的感知和响应能力;根据网络分析结果定向分离到与ZM07呈显着负相关的互作菌株Hydrogenophaga intermedia ZM11,结果表明,ZM07和ZM11为混合菌群H-1的核心成员,且对外源硫胺素的响应机制截然相反,二者在群落结构上呈此消彼长的状态,在转录水平上,外源硫胺素显着上调/下调了ZM07/ZM11中大量相同基因的表达,表明后者原有的生态位被挤占。以上结果表明,微生物相互作用关系是维系群落结构和功能稳定的重要因素。（4）利用从H-1中分离到的THF降解菌ZM07与5株非降解菌,通过复配方式构建合成菌群,发现非降解菌Rhizobium daejeonense ZM10和Hydrogenophaga intermedia ZM11为降解菌ZM07的最佳互作菌株,且ZM07与ZM10共培体系的THF降解性能显着好于6株共培体系;菌株ZM10和ZM11同时缺失会显着降低合成菌群的THF降解能力;通过比较ZM07和ZM10及ZM07和ZM11代谢通路发现,降解菌与非降解菌之间存在除硫胺素和THF降解产物等物质外的其它代谢交流,为菌株间互作机制的深入研究提供了遗传信息参考。本研究一方面从实际应用出发,通过富集培养和合成菌群重构两种方式为THF的微生物修复提供种质资源;另一方面从理论研究着手,通过探究功能菌株及菌群对外源生长因子的响应机制,为揭示自然界中菌株进化规律及菌群演替机制提供新线索。
穆启明[3]（2021）在《改性凹凸棒土负载纳米零价铁基材料对多溴联苯醚的降解性能研究》文中研究说明多溴联苯醚（PBDEs）作为典型的溴系阻燃剂,在不同环境介质中普遍检出,严重威胁生态环境安全和人体健康。因此环境中PBDEs的去除已经成为了关注的热点。粘土矿物负载纳米零价铁基材料具有稳定性好和反应活性强的特点,可高效去除卤代有机污染物,是一种十分具有应用潜力的环境修复材料。本研究选择具有天然一维纳米结构的粘土矿物—凹凸棒土（ATP）为载体前驱体,对其进行有机改性制得改性凹凸棒土（OA）,通过分步还原法制备OA负载的纳米零价铁/钯双金属复合材料（OA-Fe/Pd）。通过动力学实验开展材料对溶液中4,4?-二溴联苯醚（BDE15）和十溴联苯醚（BDE209）降解动力学研究,探讨了OA-Fe/Pd对不同溴代PBDEs的降解性能和机理;并考察OA-Fe/Pd对污染土壤-四氢呋喃/水体系中BDE209的降解性能及影响因素。主要得到以下结果和结论:（1）以OA为载体,成功制备了OA-Fe/Pd材料。纳米零价Fe/Pd双金属颗粒呈球状,较均匀地分散在OA表面,粒径在50-100 nm之间。经OA负载后,有效抑制了Fe/Pd双金属颗粒的团聚。相较于其它粘土负载纳米零价铁基材料,OA-Fe/Pd对BDE209有最佳的去除性能。OA-Fe/Pd（0.025%）对BDE209的累积去除量可达116.5 mg/g,显着高于未负载的Fe/Pd（0.1%）。（2）OA-Fe/Pd材料可将溶液中低溴代联苯醚BDE15完全脱溴成联苯醚（DE）,去除机制主要为还原脱溴降解。降解动力学符合准一级动力学方程,kobs值随着OA-Fe/Pd材料投加量、钯负载量的增加而增大,而随着BDE15初始浓度和四氢呋喃/水比例及pH的增大而减小。活性氢原子H*是OA-Fe/Pd降解BDE15的主要还原剂,H*与BDE15分子的C-Br发生逐级取代反应,最终完全还原脱溴成DE。（3）OA-Fe/Pd材料能够高效降解溶液中BDE209,降解动力学符合准一级动力学方程,kobs值随着OA-Fe/Pd材料投加量、钯负载量的增加而增大,而随着BDE209初始浓度和四氢呋喃/水比例及pH的增大而减小。OA-Fe/Pd对溶液中BDE209的降解机制为逐级还原脱溴,GC-MS结果表明在适宜的条件下BDE209可被脱溴成DE。OA-Fe/Pd对BDE209邻位、间位和对位的加氢脱溴顺序为:邻位>间位>对位。（4）OA-Fe/Pd材料对红壤-四氢呋喃/水体系中BDE209具有良好的去除性能,其去除率随着OA-Fe/Pd材料添加量的增大而增大,随着体系pH的增大而减小;且在0-3 h内去除率急剧增加,在4-6 h内趋于平稳。OA-Fe/Pd材料对红壤-四氢呋喃/水体系中BDE209的降解动力学符合准一级动力学方程,其kobs值随着OA-Fe/Pd添加量的增加而增大,随着体系pH的增大而减小。OA-Fe/Pd对红壤-四氢呋喃/水体系中BDE209还原脱溴的产物以中溴代联苯醚为主。
任浩[4]（2021）在《Cupriavidurans metallidurans ZM02降解四氢呋喃的分子机制研究》文中提出四氢呋喃（Tetrahydrofuran,THF）是含氧单杂环化合物的典型代表,常作为有机合成的重要原料、性能优良的溶剂、化学反应的促进剂应用于医药和化工领域。THF具有毒性与致癌活性,是一类分布广泛的难降解水体有机污染物。目前微生物降解THF的分子机制尚未明确,已报道的THF降解基因簇全部来源于革兰氏阳性菌,革兰氏阴性菌中THF降解基因资源有待挖掘,参与THF下游代谢途径的相关基因和酶研究缺乏。本研究从长期受THF污染的环境样品中分离纯化革兰氏阴性THF降解菌,利用基因组和转录组分析挖掘潜在的THF降解基因簇,并运用分子生物学手段验证基因功能,以期揭示革兰氏阴性菌中THF降解机制,主要研究结果如下:（1）革兰氏阴性THF降解菌降解特性分析及THF代谢产物鉴定。从长期受THF污染的污水处理厂活性污泥中分离纯化获得一株能以THF作为唯一碳源和能源生长的革兰氏阴性菌株ZM02,经鉴定为耐金属贪铜菌（Cupriavidurans metallidurans）。菌株ZM02的最大THF耐受浓度达120 mM,培养168 h后将20 mM THF完全降解,培养15 h后将2.5mM苯酚完全降解。菌株ZM02具有广泛的底物谱,能利用THF、THF中间代谢产物（如2-羟基四氢呋喃、γ-丁内酯、琥珀酸）、3-羟基丁酸、苯酚、邻苯二酚、1,4-丁二醇、苯、甲苯、苯甲酸、乙酸等作为唯一碳源生长。通过GC和GC-MS鉴定了菌株ZM02降解THF的中间代谢产物4-羟基丁酸和琥珀酸以及代谢副产物乙酸。（2）基因组和转录组分析揭示潜在的新型THF降解基因簇。菌株ZM02基因组全长6,258,398 bp,包含两条染色体和一个环状质粒。转录组分析发现在染色体上存在潜在的THF降解基因簇dmpKLMNOPcat A,基因簇dmpKLMNOP编码多组分THF羟化酶,cat A编码邻苯二酚1,2-双加氧酶。菌株ZM02中THF羟化酶基因簇dmpKLMNOP与已报道的革兰氏阳性菌中THF降解基因簇thm ADBC和prmABCD氨基酸序列一致性均低于41%。THF羟化酶Dmp KLMNOP属于可溶性二铁单加氧酶系（SDIMOs）,与苯酚单加氧酶（Group2）具有较近的亲缘关系。（3）新型THF羟化酶dmpKLMNOP基因的克隆与功能鉴定。RT-qPCR结果表明在THF和苯酚诱导下,THF羟化酶基因表达上调。通过基因敲除成功获得ΔdmpL、ΔdmpN、ΔdmpP和ΔdmpR敲除株,各敲除株均丧失降解THF和苯酚的能力,但对THF中间代谢产物（2-羟基四氢呋喃、γ-丁内酯）和苯酚中间代谢产物邻苯二酚的利用无影响,表明THF羟化酶功能缺失只影响第一步THF转化为2-羟基四氢呋喃的反应。同时,本研究还构建了多种不同基因组合的表达载体,并于同属不同种非降解菌C.pinatubonensis JMP134中异源表达,发现dmpKLMNOP基因簇编码的THF羟化酶参与THF的降解,且基因簇dmpKLMNO为THF羟化酶发挥正常功能所不可或缺的。此外,酶活分析证实dmpKLMNOP基因簇编码的THF羟化酶能以NADH或NADPH作为电子供体催化THF和苯酚降解。综上研究结果表明:革兰氏阴性菌C.metallidurans ZM02中存在全新的THF降解基因簇dmpKLMNOP,该基因簇编码THF羟化酶,参与第一步催化THF羟基化为2-羟基四氢呋喃的反应。（4）邻苯二酚1,2-双加氧酶cat A基因的克隆与功能鉴定。在THF诱导下,位于THF羟化酶基因簇dmpKLMNOP附近的编码邻苯二酚1,2-双加氧酶的基因cat A1表达显着上调。Δcat A1敲除株对THF及其中间代谢产物（2-羟基四氢呋喃、γ-丁内酯）和苯酚及其中间代谢产物（邻苯二酚）的降解均无影响。通过基因组注释分析发现在菌株ZM02的苯甲酸降解基因簇中还存在另一个编码邻苯二酚1,2-双加氧酶的基因catA2,catA2与cat A1氨基酸序列一致性达63%,推测CatA2在Δcat A1敲除株中发挥了替代功能。此外,通过基因敲除和基因回补证实了在Escherichia coli BL21菌株中mhp B基因编码的2,3-双羟基苯丙酸1,2-双加氧酶参与了THF中间产物2-羟基四氢呋喃转化为4-羟基丁酸的催化过程。本研究构建了表达质粒p ET28a-cat A1和p ET28a-catA2,并分别于E.coli BL21Δmhp B菌株中表达,两株异源表达株均能成功转化2-羟基四氢呋喃为4-羟基丁酸。综上研究结果表明:在革兰氏阴性菌C.metallidurans ZM02中,cat A1和catA2编码的邻苯二酚1,2-双加氧酶参与了THF代谢途径中2-羟基四氢呋喃到4-羟基丁酸的转化过程。（5）揭示了苯酚降解菌无法单独降解THF的潜在原因。THF羟化酶和催化苯酚降解的苯酚单加氧酶高度同源,编码两种单加氧酶的基因簇的结构类似。代表性苯酚降解菌C.pinatubonensis JMP134、Alcaligenes faecalis JQ135和Sphingomonas melonis TY能以苯酚作为唯一碳源生长,但不能以THF作为唯一碳源生长。当苯酚作为诱导底物时,C.pinatubonensis JMP134和A.faecalis JQ135能共代谢THF,而S.melonis TY仍无法共代谢降解THF。C.pinatubonensis JMP134能以THF中间代谢产物2-羟基四氢呋喃作为唯一碳源生长,而A.faecalis JQ135和S.melonis TY无法利用2-羟基四氢呋喃作为唯一碳源生长,但能生物转化2-羟基四氢呋喃为4-羟基丁酸。当以苯酚作为诱导底物时,三株苯酚降解菌中编码苯酚单加氧酶大亚基的dmpN基因和编码转录调控蛋白的dmpR基因的表达均显着上调。综上结果表明多种因素影响含相似THF降解基因簇的苯酚降解菌降解THF,主要包括:THF单独作为底物无法诱导THF降解基因簇表达;苯酚单加氧酶自身降解THF的功能缺失;参与催化THF下游代谢途径的酶缺失。本文发现在革兰氏阴性THF降解菌中存在新的THF降解基因簇,验证了THF降解基因簇的功能,分析了代表性苯酚降解菌共代谢降解THF的潜能及无法单独降解THF的潜在原因,以上研究对揭示微生物代谢THF的多样性和进一步探究THF降解基因簇进化规律具有重要意义。
张哲[5]（2021）在《生物滴滤工艺处理四氢呋喃废气研究》文中认为四氢呋喃（Tetrahydrofuran,简称THF）作为一种常见的溶剂及有机中间体,在工业上的使用及排放量都在增加,特别是我国正在推进可降解塑料袋的大规模生产,该工艺产生大量THF。鉴于其对人体以及环境的危害,开发生物滴滤床（Biotrickling Filters,简称BTFs）处理THF废气具有重要意义。本文以重庆某化工有限公司曝气池的水样及压缩污泥为分离源,选育出高效THF降解菌,在优化条件下研究了菌株的生物降解特性;自主设计、计算、选型,并委托加工开发出生物滴滤装置;以此为平台,研究了拉西环和聚氨酯泡沫两种填料影响下,BTFs的挂膜工艺、净化性能以及二次运行后的性能恢复;利用当前两大主流基础理论模型,探索了THF的净化机制。最终取得以下主要结果:（1）对样品进行梯度驯化后,利用传统微生物选育手段筛选出THF降解菌,经16S r DNA鉴定为白色杆菌（Bacillus albus）;在优化条件下（温度36℃、p H 7.5、转速160 rpm、接种量13%）,研究了Bacillus albus的降解特性:最高耐受程度为2000 mg/L,但当THF浓度达到800 mg/L时,菌体细胞生长进入较长的延滞期;利用Haldane’s方程描述菌株Bacillus albus的细胞生长与底物降解动力学行为,得到其主要动力学参数为:μx,max=0.40 h-1,Ks,x=217.67 mg/L,Ki,x=119.96 mg/L。（2）基于物料守恒等原理,经计算、选型自主设计了一套BTFs,主要由反应装置、循环系统两个单元构成;在装置调试运行中,对比装填有拉西环和聚氨酯泡沫的反应器性能时发现,后者在前期去除效率（Removal Efficiency,简称RE）相对较高,且挂膜时间更短,但其后期较高的压降会降低THF的去除效率。（3）拉西环和聚氨酯泡沫在分层填充（Layered Filling,简称LF）、混合填充（Mixed Filling,简称MF）两种装填方式下,BTFs的净化性能具有明显差异:当以100 mg/m3的初始浓度进行挂膜实验时,LF-BTF的初始压降（70 H2Omm）要略高于MF-BTF（50 H2Omm）;相比LF-BTF所需要的7 d挂膜时间,MF-BTF启动相对较慢,为11 d左右;在挂膜稳定后,LF-BTF和MF-BTF两个反应器的最大压降和最大去除能力(Maximum Elimination Capacity,简称ECmax)分别可达545 H2Omm和41.62 g/（m3·h）、470 H2Omm和32.49 g/（m3·h）。（4）工艺开发过程中发现,THF进气浓度一定时,空床停留时间（Empty bed residence time,简称EBRT）越长,对THF的去除率越高。其中,当EBRT为76.30s时,LF-BTF对THF的最大去除率可达98.20%（504.90 mg/L）;气/液体流量均会对BTFs的去除性能造成影响,液气比为0.05和0.08时,THF的去除率相对较高;营养液内THF浓度的增大以及p H值的下降,会造成反应器内THF废气去除率的降低。在BTFs停运恢复研究中,短时间（<48 h）停运对BTFs工作性能影响不大;停运中长时间（3-7 d）时,会造成一定损伤,相比MF-BTF,LF-BTF抗冲击能力更强;当停运时间为8 d以上时,需要重新接种,且在重新挂膜后才能正常运行。（5）基于吸收-生物膜和吸附-生物膜两种理论模型,对THF在BTFs内的去除过程进行模拟,结果表明:THF的去除过程是与EBRT相关的函数关系;相比吸附-生物膜理论模型,吸收-生物膜理论模型具有更好的适用性;就整体拟合效果而言,吸收-生物膜理论中的零级反应特别是扩散限制的零级反应模型对于THF去除能力的预测结果更为吻合。
冯俊[6]（2020）在《扩散渗析废酸回收用阴离子交换膜的制备、结构与性能研究》文中指出金属酸洗、电镀、刻蚀、采矿、细菌发酵工程等工业生产过程产生海量富酸废水,富酸废水的资源化利用是现代工业可持续发展的巨大挑战。扩散渗析（DD）酸回收是一石二鸟的技术,实现了富酸废水中酸与金属资源的分离及回收。阴离子交换膜（AEM）是酸回收扩散渗析装置的核心组件,现有商业膜有限的酸扩散系数(+)及分离因子（S）要解决海量酸性废水资源化利用的问题所需要膜面积及设备体积巨大,工程造价高。扩散渗析回收酸技术的现状亟需开发同时兼具高的酸扩散系数(+)及分离因子（S）阴离子交换膜。本论文从功能导向出发,利用分子结构设计制备了具有不同局域高固定电荷密度的双季铵离子、六季铵离子串和不同疏水骨架的芳香阴离子交换膜,研究不同的离子串结构及分布对酸回收扩散渗析性能的影响。主要的研究内容如下:（1）以1,4-二氮杂双环[2.2.2]辛烷（DABCO）、聚苯醚（PPO）为核心单元设计制备了不同氢键形成能力辅助侧基的PPO基DABCO双离子阴离子交换膜,研究了不同辅助侧基对该系列AEM基础结构及扩散渗析性能的影响,研究发现,该系列AEM具有明显的微相结构及很强的Donnan排斥效应,无吸水辅助侧基PPO-DABCO-HEX125膜充分发挥了DABCO双离子固定电荷密度高的优势,具有极高的S值,但也限制了+,从而丧失了利用价值。具有活泼氢的双氢键中心辅助羟乙基侧基和单氢键中心呋喃甲基测试具有较强的调试中间相结构的能力,可以利用Gr?tthuss型机理增强了氢离子的通量,羟乙基侧基PPO-DABCO-Et OH125膜具有最高的+值和S值,呋喃甲基PPO-DABCO-MTHF125膜具有比较平衡的扩散渗析性能,这俩种结构膜的扩散渗析性能远超商业膜TWDDA1(+=9 mm·h-1,+/0)2+=19.51)。（2）设计制备了一系列不同离子交换容量（IEC）的双氢键中心辅助羟乙基侧基PPO基DABCO双离子阴离子交换膜PPO-DABCO-Et OH50-125,研究了羟乙基DABCO双离子分布对该系类AEM膜结构及性能的影响,这种双离子基团达到一定连续性时则形成了具有高氢离子通量,高选择性的离子通道,少量增加IEC,则使+实现倍增,且分离因子仅下降了14.16%。PPO-DABCO-Et OH125膜具有优异的DD性能,+值为24.31 mm·h-1,S值为71.48。同时该膜具有良好的热、尺寸、酸等稳定性和机械性能,可以满足DD长期工作要求。（3）首次系统地研究非活泼氢的强氢键中心的侧基对扩散渗析行为的影响。设计制备了一系列不同离子交换容量（IEC）的单氢键中心辅助呋喃甲基侧基PPO基DABCO双离子阴离子交换膜PPO-DABCO-MTHF100-150,研究了呋喃甲基DABCO双离子分布对该系类AEM膜结构及性能的影响,甲基四氢呋喃侧基则能将自由水固定在双季铵离子周围从而充分利用双离子季铵结构带来的Donnan排斥效应,提高选择性。通道连续性对+提高至关重要,但也同样增强了金属离子的通量,造成S的降低幅度大于PPO-DABCO-Et OH系列,但是所得PPO-DABCO-MTHF150膜具有较高的S值（43.11）,同时拥有该系列中最高的+值(+=24.0 mm·h-1)。（4）为充分发挥DABCO多季铵离子串的高Donnan排斥效应,以DABCO、四甲基联苯双酚、9,9-双（4-羟基苯基）芴、二氟砜为核心单元设计制备了一系列不同结构的聚芳醚砜（PAES）基DABCO六离子串交联阴离子交换膜QPAES-DB25-75,并系统研究该系列膜的结构及性能。该系列膜具有明显的微相分离结构和极高的固定电荷密度,具有极强的Donnan效应,但是交联密度过高会导致空间网络结构僵化,限制离子结构Donnan效应发挥,导致分离能力的下降。只有适度离子交联的QPAES-DB50可以很好发挥多季铵离子串结构优势,+/0)2+值为127.23,+可达为18.92×10 mm·h-1。QPAES-DB50对Mn2+/Ni2+/Cu2+/Cd2+/Cr3+多金属离子氯化物废酸体系表现出良好的DD性能。
程松[7]（2019）在《生物质微波热解及热解炭用于重金属和染料废水处理的研究》文中研究说明随着经济社会的快速发展,有色冶金行业和印染行业在生产过程中产生了大量的重金属离子废水和染料废水,对当地的水环境和人们的身体健康有严重的隐患。热解炭因具有较大的吸附量和廉价易得等特点被广泛应用于处理重金属离子废水和染料废水。我国是一个农林大国,在农林生产过程中产生了大量的农林废弃物,但是目前对农林废弃物的利用,存在利用率低等问题。针对目前我国农林废弃物利用率低的现状,结合微波加热的优势,本论文提出了采用微波加热对三种典型的农林废弃物（杨木屑、紫茎泽兰和油茶果壳）进行热解研究,并考察添加剂对热解产物的影响,同时与常规热解进行对比分析。将得到的热解炭用于处理重金属离子废水和染料废水,实现资源综合利用,具体研究结果如下。采用微波加热对杨木屑、紫茎泽兰和油茶果壳进行热解研究,考察了热解温度对热解产物的影响,并与常规热解进行对比分析。研究结果表明,微波热解可以降低杨木屑和紫茎泽兰生物质油最大得率时的热解温度,并缩短50%的热解时间。微波热解条件下生物质油的成分相对简单,苯酚含量较高。微波热解条件下生物质气体中H2和CO含量较高,可以用作生产合成气体的原料。在热解过程中热解炭中C元素得到了富集,且微波热解条件下热解炭中C元素的含量和无定形程度较高。在微波热解条件下研究了ZnCl2+Fe（NO3）3作为添加剂对杨木屑热解的影响,同时与常规热解进行对比分析。添加剂在热解过程中抑制了生物质油的生成,提高了热解炭的得率。在微波添加剂热解条件下生物质油的成分更加简单和集中,在常规热解条件生物质油含有高达54.03%的糠醛。添加剂在微波热解条件下促进了生物质气体中H2的生成,且生物质气体的热值高达12.26 MJ/Nm3。添加剂热解条件下热解炭的表面均含有ZnO和Fe3O4,且比表面积最高可达1835.6 m2/g,使得其具有光催化降解染料和磁力回收的能力,同时可以作为一种吸附剂用于染料废水的处理。以杨木屑热解炭（PSD/BC）为代表,研究了对废水中Pb2+和Cd2+的处理效果,并考察了pH值对吸附性能的影响。PSD/BC对Pb2+和Cd2+的吸附动力学过程符合准二级动力学模型且速率控制步骤不是由内扩散单独控制。PSD/BC对Pb2+和Cd2+的吸附过程更符合Langmuir吸附等温线方程,且对Pb2+和Cd2+的最大吸附量分别为62.68 mg/g和49.32 mg/g,同时对PSD/BC吸附Pb2+和Cd2+的吸附机理进行表征分析。以700℃添加剂微波热解杨木屑得到的碳基复合材料作为吸附-光催化剂（ZnO-Fe3O4/AC）,用于废水中罗丹明B和孔雀石绿的处理。ZnO-Fe3O4/AC对罗丹明B和孔雀石绿的吸附实验表明,吸附动力学过程可以用二级动力学模型进行分析。Langmuir吸附等温线方程可以准确的描述ZnO-Fe3O4/AC对罗丹明B和孔雀石绿的吸附过程,对罗丹明B和孔雀石绿的吸附量分别为334.89 mg/g和576.73mg/g。ZnO-Fe3O4/AC对罗丹明B和孔雀石绿的光催化降解效率均在98%以上,并对光催化降解染料的机理进行研究,结果表明ZnO-Fe3O4/AC的吸附作用和热解炭与ZnO之间的“协同效应”促进了染料的降解。本论文以典型的农林废弃物为研究对象,采用微波加热进行热解研究并考察了添加剂（ZnCl2+Fe（NO3）3）对热解的影响,同时与常规热解进行对比分析。对有/无添加剂热解过程中得到的生物质油、生物质气体和热解炭进行分析表征,并将有/无添加剂微波热解条件下的热解炭用于重金属离子废水和染料废水的处理,实现了三种热解产物的综合利用,为我国农林废弃物的综合利用提供了一种高效的利用方法。
王孝辉[8]（2019）在《蔗渣清洁高效制备糠醛及糠醛渣的高效利用》文中认为糠醛是非常重要的呋喃类化合物,可由戊糖（木糖和阿拉伯糖）或含有戊糖的生物质转化而来。糠醛化学性质活泼,可以进一步合成多种化学品和生物燃料,广泛应用于塑料、医药、农药、能源等行业。当前工业大规模制备糠醛仍旧存在使用液体酸引起的设备腐蚀、污染严重、糠醛得率低以及糠醛渣低效利用等问题。生物质联产技术是构筑稳定、经济、清洁的生物质炼制体系的关键,是突破资源和环境制约的重要途径。基于此,本论文利用催化、制浆或碳化联产技术构建了糠醛清洁高效制备及糠醛渣高值化利用策略。通过固体催化剂水热诱导效应,一步或两步法将蔗渣中的半纤维素高效转化为糠醛,再进一步利用催化技术、制浆或碳化技术将糠醛渣转化为重要平台化合物、溶解浆、纳米材料及碳基催化剂等多元产品,进而实现原料资源利用价值最大化和经济效益最优化。具体内容如下:1、固体酸连续诱导水热催化蔗渣联产糠醛和乙酰丙酸针对生物质催化过程中固体酸与固体原料难以有效分离的难点,本论文利用固体酸诱导水热催化技术,发展了基于硫酸根/锡-蒙脱土(SO42-/Sn-MMT)固体酸连续催化蔗渣高效制备糠醛和乙酰丙酸的新方法。研究了响应面拟合各单因素以及各因素之间的相互作用与糠醛得率的关系,发现固体酸催化剂(SO42-/Sn-MMT)起了关键作用,在氯化钠/二氯甲烷（NaCl/DCM）固体酸协同水热预处理的两相体系中,获得高达88.1%的糠醛。固体酸继续协同水热预处理固体残渣（糠醛渣）,在180 oC下反应3 h,获得62.1%的乙酰丙酸（LA）。此外,对蔗渣以及两步处理前后固体残渣进行红外（FTIR）、X-衍射（XRD）、热重（TGA）和扫描电镜（SEM）的对比分析,结果证实了蔗渣中半纤维素和纤维素在固体酸诱导的水热反应中被逐级转化为了糠醛和乙酰丙酸。该研究为蔗渣中半纤维素和纤维素的分级资源化提供了新思路。2、蔗渣两步法绿色高效制备糠醛及联产溶解浆基于催化和制浆联产技术,发展了蔗渣制备糠醛联产溶解浆的策略。首先采用对半纤维素具有高选择性溶出和水解能力的草酸,预处理蔗渣制备富含戊糖的水解液,接着采用不溶于低温水的磷酸铁固体催化剂催化水解液制备糠醛;获得的糠醛渣通过绿色可回收的对苯甲磺酸处理和过氧化氢漂白处理后,制得富含α-纤维素的原料,用于溶解浆的制备。重点研究了有机酸预处理蔗渣以及磷酸铁催化戊糖水解液对戊糖得率和糠醛得率的影响,探讨了磷酸铁的催化机理以及循环性能。通过国家可再生能源实验室分析法（NREL）、FTIR、XRD、TGA和SEM对比分析了对苯甲磺酸处理和过氧化氢漂白对反应前后残渣物料的组分以及化学性质的影响。结果表明,0.15 M的草酸于140 oC下处理蔗渣120 min,获得82.6%的木糖水解液,磷酸铁于190 oC–120 min下催化木糖水解液,最高获得88.7%的糠醛,经过5次循环后,磷酸铁仍表现出高效的催化性能。糠醛渣于90 oC–20 min下经过对甲苯磺酸处理后,残渣中木质素的含量降低至9.9%,α-纤维素的含量升高至82.3%,再经过氧化氢漂白后,木质素含量降低至2%,α-纤维素的含量升高至94.7%。该研究利用预处理和催化技术耦合制浆技术,将蔗渣中半纤维素和纤维素分别转化为糠醛和溶解浆,为半纤维素优先转化的木质纤维生物质炼制提供了新思路。3、糠醛渣碱蒸煮提取木质素针对工业糠醛渣难以高效利用的现状,利用碱蒸煮技术提取工业糠醛渣中的木质素,重点研究了不同碱处理条件对抽提分离得到的木质素化学结构的影响。另外,通过NREL、13C NMR和红外反射（ATR）等技术探讨了不同碱处理条件对残渣中组分和化学性质的影响。结果表明,碱抽提糠醛渣获得的木质素含有丰富的愈创木基（G）、紫丁香基（S）和对羟苯基（H）结构单元。此外,碱抽提的木质素样品中富含丰富的酚羟基,碱蒸煮（135 oC–0.35 M）条件下提取的木质素羟基含量最高为4.02 mM/g。还发现所获得的木质素具有良好的抗氧化性能。处理后的固体残渣中纤维素的相对含量降低,木质素的相对含量明显升高。碱抽提对固体残渣中纤维素的化学结构有较大影响,使其发生了副反应,产生了不溶于水的固体物质。该研究将为糠醛渣中木质素的利用提供重要理论依据,同时为糠醛联产现代制浆造纸工业提供参考依据。4、糠醛渣制备纳米材料工业糠醛渣因酸化程度高难以制备高附加值产品。受制浆技术启发,本论文提出甲酸—过氧化氢混合体系高效处理糠醛渣的方法,实现纤维素和木质素的高效分离,通过超声、稀释和高速离心等技术,制备出纳米纤维素、纳米木质素和木质素三种产品。研究了甲酸—过氧化氢预处理条件对木质素和纤维素制备生物质基纳米材料的影响,并对获得的三种产品进行了结构表征和分析。结果表明,该体系对糠醛渣中木质素的提取非常有效,在糠醛渣、甲酸和过氧化氢用量分别为5 g–40 mL–16 mL时,所获得残渣中木质素的含量最低为0.8%,相应的纤维素含量为88.0%。反应液稀释沉淀获得的木质素主要以对羟苯基结构为主,分子量最低为1093 g/moL。上清液通过高速离心获得不规则的纳米木质素颗粒,其横向尺寸在332 nm511 nm之间,厚度在210nm之间。残渣经细胞粉碎机超声处理获得纳米纤维素,宽2050 nm,长5001000 nm,长径比为2.550,Zeta电势为-35 mV-45 mV,透过率在65%85%之间。该研究为糠醛渣在纳米材料领域的应用提供了重要理论基础和技术支持。5、糠醛渣制备碳基催化剂工业糠醛渣主要含纤维素和木质素,利用糠醛渣碳元素含量高的特性,本论文提出糠醛渣经过活化和碳化高效制备碳基催化剂用于微晶纤维素水解的策略。主要研究了活化和碳化对碳基催化剂活性位点、性质以及对微晶纤维素水解为葡萄糖的影响。研究发现,制备的糠醛渣基催化剂是一种含有弱酸性官能团（羧基和酚羟基）的介孔材料。该碳基催化剂与微晶纤维素混合球磨后,分别于200°C的水和0.012 wt%的稀盐酸体系中反应50 min,分别获得了高达65.2%和83.9%的葡萄糖。此外,混合球磨（催化剂与微晶纤维素混合球磨）水解纤维素的活化能为59.0 kJ/mol,低于水解单一球磨（89.7 kJ/mol）和不球磨（158.7 kJ/mol）纤维素的活化能,间接说明了混合球磨能够显着降低纤维素水解的反应活化能,这对于固体酸水解纤维素制备葡萄糖具有重要参考价值。本论文提出了半纤维素优先转化为糠醛的木质纤维生物质炼制新模式。通过多种联产技术,将木质纤维中的半纤维素一步或两步高效催化转化为糠醛,反应后的残渣作为原料被进一步转化为化学品、材料等,如乙酰丙酸、溶解浆、纳米纤维素、纳米木质素、木质素和碳基催化剂等,从而实现木质纤维生物质的高效利用,该研究将为糠醛工业的可持续发展提供重要技术支撑。
裘盼黎[9]（2019）在《电化学氧化强化溶液吸收去除苯乙烯和四氢呋喃废气》文中指出挥发性有机污染物的排放,不但会造成极大的资源浪费,而且会对大气环境造成严重的污染,甚至会危及人体的健康。苯乙烯和四氢呋喃分别是不易溶于水与易溶于水的挥发性有机污染物,产生于化工制药等工艺过程。本研究采用电化学氧化强化溶液吸收来降解去除废气中的苯乙烯和四氢呋喃。论文主要讨论了电解液类型、氯化钠浓度、电流密度、电解液初始pH和紫外光照射等因素对电化学氧化强化溶液吸收苯乙烯和四氢呋喃去除效果的影响。并对苯乙烯和四氢呋喃电化学氧化后的产物进行了分析。实验采用的反应器为自制的圆筒式玻璃反应器,容积约为250 mL（Φ30mm×350 mm）,阳极为直径10 mm,高350 mm的钌钛电极（RuO2/Ti）,反应器内壁衬有一层不锈钢网作为阴极。模拟废气以鼓泡形式通过被吸收液浸没的电化学氧化区而被氧化降解。研究发现,电化学氧化强化水溶液吸收能有效去除气流中的苯乙烯和四氢呋喃。苯乙烯和四氢呋喃在氯化钠溶液中的去除率明显高于在硫酸钠溶液中。这主要归功于氯离子在RuO2/Ti电极上发生电化学氧化反应生成的活性氯（次氯酸和次氯酸盐）对苯乙烯和四氢呋喃的氧化降解。同时,相同电流密度下,采用氯化钠溶液为电解液,当氯离子的浓度在00.55mol/L范围内时,苯乙烯和四氢呋喃的去除率随着氯离子浓度的增大而增大;但当氯离子浓度进一步增大后,电化学氧化强化溶液吸收体系对苯乙烯和四氢呋喃废气的去除效果反而减弱。在氯化钠电解液中,增加电流密度,可以使苯乙烯和四氢呋喃的去除效果增加显着;但当电流密度增大至53 mA/cm2,电能耗增大的同时,电化学氧化强化溶液吸收体系对苯乙烯和四氢呋喃的去除效果增加的不是很明显。且在氯化钠电解液中,相同电流密度下,电化学氧化强化溶液吸收体系对苯乙烯和四氢呋喃的去除率随着溶液初始pH的增大而减小,在酸性氯化钠溶液中明显要高于在碱性溶液中。实验结果分析表明,在pH=1,浓度为0.55 mol/L的氯化钠溶液中,采用53mA/cm2的电流密度进行恒流电解最有利于苯乙烯和四氢呋喃的去除。当苯乙烯和四氢呋喃废气的进口浓度分别为900 mg/m3和1000 mg/m3时,两者的去除率分别可以达到84%和92%。研究还发现在氯化钠电解液中,电化学氧化强化溶液吸收达稳定状态后打开紫外灯照射,可以使苯乙烯和四氢呋喃的去除率小幅度增加。通过气相色谱-质谱联用仪对电化学氧化反应后的溶液进行检测,分析发现四氢呋喃电化学氧化后的液相产物主要为γ-丁内酯;苯乙烯的液相产物中存在苯基-1,2-乙二醇和苯甲醛。
师东阳[10]（2018）在《自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除》文中进行了进一步梳理纳米零价铁（NZVI）由于其比表面积大、反应活性高、还原能力强等优点在环境污染物的去除中受到广泛关注。NZVI颗粒能够有效去除多种废水中污染物,例如重金属、芳香卤化物和有机染料等。然而,由于颗粒之间较强的范德华力和磁力,纳米零价铁颗粒容易团聚成微米或毫米级尺度的较大粒子,同时,由于其强还原活性,在环境中极易被氧化而导致其活性、稳定性和效率急剧下降。此外,纳米零价铁在使用过程中与反应物作用后被氧化成铁的氧化物,很难循环利用。这些缺点极大地阻碍了纳米零价铁在环境污染物治理中的大规模应用。所以,目前在纳米零价铁材料的修饰和改性研究中控制纳米零价铁的团聚,使其保持高活性和高稳定性还是一个很大的挑战。另外,由于纳米零价铁具有较高的反应活性,在制备和储存过程中,必须用惰性气体保护。这就增加了制备方法的复杂性和实际应用中的操作成本。因此,开发纳米零价铁新的制备技术来精准控制纳米零价铁的粒径和形貌,提高纳米零价铁的活性和稳定性,是该领域研究的重要课题。本文采用囊泡辅助法、胶束辅助法和NH2-SiO2负载法,常温常压下分别制备了具有高分散性、高活性和高稳定性的三种新型纳米零价铁颗粒,借助X-射线衍射仪（XRD）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）、透射电镜（TEM）、扫描电镜（SEM）、大角度环形暗场扫描透射电子显微镜（HAAD-STEM）、X射线光电子能谱仪（XPS）、动态光散射（DLS）等技术手段对所制备材料的晶相、形貌和微观结构、粒径分布和元素分布等进行了表征,在表征的基础上详细研究了三种纳米材料的合成机理。以硝基苯、对硝基苯酚和六价铬作为模板污染物,系统研究了新型纳米零价铁的反应活性、稳定性以及对污染物的去除机制。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在水相四氢呋喃介质中,通过两亲性嵌段共聚物（聚乙烯吡咯烷酮-醋酸乙烯酯）自组装形成囊泡,溶液中的三价铁离子通过配位作用进入囊泡,经硼氢化钠还原在囊泡内制备了纳米零价铁。借助各种技术对其形貌进行了表征,发现纳米铁颗粒被很好的包裹在囊泡中,且纳米尺寸分布均匀（从70到100 nm）,囊泡状纳米铁颗粒具有非常好的分散性,而且在水溶液中纳米铁颗粒可以很容易地从囊泡中释放,继而发挥其活性。以六价铬和硝基苯为模板污染物,考察了囊泡状纳米铁的稳定性和活性,并与相同条件下（不加聚合物）合成的裸露的零价铁颗粒比较。结果发现,囊泡状纳米零价铁即保持了很高的反应活性,又具有良好的稳定性,在空气中直接存放三个月后对六价铬的反应活性仅仅下降了4.4%,而裸露的纳米零价铁的活性却下降了88%。此外,借助X射线光电子能谱仪、高效液相色谱仪和紫外可见分光光度计等仪器,考察了其对六价铬和硝基苯的去除机制和反应动力学。（2）常温常压下,在CTAB（十六烷基三甲基溴化铵）分子通过自组装形成的胶束的辅助下制备了粒径<1 nm的零价铁纳米簇。CTAB胶束作为软模板直接参与组装零价铁纳米颗粒,硫脲作为控制剂以控制最终纳米簇的尺寸。借助多种技术对制备的超小纳米零价铁表征后发现,纳米零价铁颗粒由大量的粒径约为5 nm的组装体构成,而每个组装体又由许多粒径<1 nm的零价铁纳米簇组成,零价铁纳米簇由于CTAB碳氢链的缠绕和包覆具有非常好的分散性。以对硝基苯酚为模板污染物考察了零价铁纳米簇的反应活性和循环利用性能,结果表明,该新型超小的纳米铁在水中具有良好的化学稳定性和显着的催化还原活性。零价铁纳米簇的催化还原活性及可重复利用性可以与目前广泛使用的贵金属催化剂相媲美。例如,在有氧环境中催化还原对硝基苯酚仅在60 s内完成,催化活性系数高达68.3 s-1 g-1,相同条件下该超小纳米铁颗粒能够循环利用八次且每次完全反应所需时间均小于60 s。（3）在温和条件下通过设计一种简单巧妙的组装方法合成了NH2-SiO2微球,并成功地将纳米零价铁颗粒修饰嫁接到了微球的表面。通过多种表征手段详细研究了Fe0@NH2-SiO2复合材料的合成机理。表征技术分析发现,NH2-SiO2微球表面分布着大量分散的球形零价铁聚集体（粒径约50 nm）,每个聚集体又有许多粒径约为5到10 nm的零价铁颗粒组成。这些微小的纳米铁颗粒因为硅烷化试剂的碳氢链的缠绕和包覆具有了较好的分散性。以对硝基苯酚和六价铬为模板污染物研究了Fe0@NH2-SiO2复合材料的反应活性和稳定性,并详细考察了硼氢化钠和反应物的浓度对该纳米复合材料的循环利用性能的影响。结果发现,与相同条件下合成（不加硅烷化试剂）的普通的纳米零价铁颗粒相比较,Fe0@NH2-SiO2对对硝基苯酚的去除率是普通NZVI颗粒的10倍,且具有良好的化学稳定性。通过NH2-SiO2微球的修饰嫁接作用,不仅抑制纳米零价铁的团聚,而且很好地控制了纳米颗粒的粒径。
二、四氢呋喃废水的降解特性（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、四氢呋喃废水的降解特性（论文提纲范文）
（1）1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 1,4-二恶烷(二恶烷)的理化特性及应用 |
| 1.2 二恶烷的污染现状、危害及国内外应对策略 |
| 1.2.1 二恶烷的污染现状 |
| 1.2.2 二恶烷的危害 |
| 1.2.3 国内外管控标准 |
| 1.3 二恶烷处理技术的研究现状 |
| 1.3.1 物理处理 |
| 1.3.2 化学处理 |
| 1.3.3 生物修复 |
| 1.4 二恶烷降解酶及其产物 |
| 1.4.1 单加氧酶(MO)催化二恶烷的降解 |
| 1.4.2 生物降解产物 |
| 1.5 生物去除二恶烷的检测、评价技术 |
| 1.5.1 检测方法 |
| 1.5.2 荧光定量PCR |
| 1.5.3 群落结构分析 |
| 1.5.4 其他评价技术 |
| 1.6 研究目的意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线、创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 1.7.3 创新点 |
| 第2章 共代谢THF和二恶烷降解菌的分离鉴定及降解特性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 菌株的富集与分离 |
| 2.2.3 菌株的表征与鉴定 |
| 2.2.4 菌株的降解稳定性 |
| 2.2.5 THF浓度对二恶烷降解效率的影响 |
| 2.2.6 菌株WN18的二恶烷浓度耐受性 |
| 2.2.7 TCE对WN18降解THF和二恶烷的影响 |
| 2.2.8 菌株WN18的捕氮能力 |
| 2.2.9 菌株WN18的环境适应性 |
| 2.2.10 菌株的底物生长谱 |
| 2.2.11 检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 菌株的分离与鉴定 |
| 2.3.2 WN18持续共代谢降解THF和二恶烷的能力 |
| 2.3.3 THF浓度对WN18降解二恶烷的影响 |
| 2.3.4 菌株对二恶烷浓度的耐受力 |
| 2.3.5 TCE对THF和二恶烷生物降解效率的影响 |
| 2.3.6 菌株WN18的固氮能力 |
| 2.3.7 菌株WN18的环境适应性 |
| 2.3.8 菌株WN18的底物生长谱 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 共代谢THF和二恶烷降解的机理及微宇宙研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器与试剂 |
| 3.2.2 THF/二恶烷降解基因分析 |
| 3.2.3 THF调节thm基因簇的表达 |
| 3.2.4 二恶烷和THF的中间产物分析 |
| 3.2.5 生物修复二恶烷微宇宙研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 WN18中负责THF和二恶烷降解的基因结构 |
| 3.3.2 THF诱导thm基因降解二恶烷 |
| 3.3.3 THF和二恶烷代谢途径 |
| 3.3.4 二恶烷的生物修复效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 糖蜜诱导二恶烷降解菌株的分离鉴定及降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂耗材 |
| 4.2.2 菌株的筛选与鉴定 |
| 4.2.3 二恶烷浓度耐受性及其在不同糖蜜浓度下的降解 |
| 4.2.4 二恶烷连续降解的抑制因素 |
| 4.2.5 分离菌在不同条件下的适应性 |
| 4.2.6 分离菌的底物生长谱 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株的分离鉴定 |
| 4.3.2 糖蜜浓度对二恶烷生物降解的影响 |
| 4.3.3 二恶烷的浓度耐受性 |
| 4.3.4 影响二恶烷持续降解的因素 |
| 4.3.5 M21的环境适应性 |
| 4.3.6 M21的底物生长谱 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 糖蜜诱导二恶烷生物降解的机理及微宇宙研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 功能基因的鉴定 |
| 5.2.2 降解酶的定位 |
| 5.2.3 厌氧降解实验 |
| 5.2.4 中间产物分析 |
| 5.2.5 微宇宙分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 关键代谢基因的鉴定 |
| 5.3.2 二恶烷降解酶的定位 |
| 5.3.3 厌氧条件下的二恶烷降解能力 |
| 5.3.4 二恶烷的降解途径 |
| 5.3.5 微宇宙中的二恶烷去除效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录1:M21中thm基因簇核苷酸序列测序结果 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）四氢呋喃降解菌群的富集与重建及降解菌ZM07与非降解菌互作机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1 四氢呋喃及其降解菌研究进展 |
| 1.1 四氢呋喃概况 |
| 1.2 四氢呋喃微生物降解与代谢途径研究 |
| 2 混合菌群在生物修复中的应用 |
| 2.1 富集功能菌群及应用研究 |
| 2.2 合成功能菌群及应用研究 |
| 3 微生物互作及黑色皇后假说 |
| 3.1 微生物互作机制 |
| 3.2 缺陷型菌株合作行为及黑色皇后假说 |
| 4 组学技术在微生物研究中的应用 |
| 4.1 组学技术概况 |
| 4.2 宏转录组学技术在微生物研究中的应用 |
| 5 本研究的目的、意义及主要内容 |
| 第二章 THF高效降解菌群的富集及降解特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 菌种材料 |
| 1.2 培养基 |
| 1.3 实验试剂 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 THF高效降解菌群H-1的富集 |
| 1.4.2 混合菌群H-1的培养、样品收集、理化指标测定及数据分析 |
| 1.4.3 混合菌群H-1对不同浓度THF的降解和耐受情况及降解动力学模型构建 |
| 1.4.4 其它环境因素对混合菌群H-1降解THF的影响 |
| 1.4.5 混合菌群H-1降解底物谱 |
| 1.4.6 样品准备、DNA提取及16S rRNA基因高通量测序 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 混合菌群H-1的富集和THF降解情况 |
| 2.2 混合菌群H-1对THF耐受情况及降解动力学 |
| 2.3 初始pH及温度对THF降解的影响 |
| 2.4 外加碳源对THF降解的影响 |
| 2.5 重金属离子对THF降解的影响 |
| 2.6 混合菌群H-1的降解底物谱 |
| 2.7 混合菌群H-1微生物群落结构分析 |
| 3 讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第三章 THF降解菌的分离及其与非降解菌合作竞争机制研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 菌种与质粒材料 |
| 1.2 培养基 |
| 1.3 实验试剂 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 硫胺素缺陷型降解菌ZM07的分离及THF降解能力验证 |
| 1.4.2 硫胺素缺陷型降解菌ZM07的发现、推测及验证 |
| 1.4.3 硫胺素缺陷株K12ΔthiE的构建 |
| 1.4.4 菌株ZM07 和K12 互作方式验证 |
| 1.4.5 菌株ZM07、K12和K12ΔthiE共培养实验 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 通过KEGG代谢途径分析推测THF降解菌ZM07为硫胺素营养缺陷型 |
| 2.2 实验验证THF降解菌ZM07 为硫胺素营养缺陷型 |
| 2.3 菌株ZM07 与K12 的互作模式 |
| 2.4 非合作者K12ΔthiE的构建及验证 |
| 2.5 菌株K12和K12ΔthiE种内竞争情况 |
| 2.6 菌株ZM07、K12和K12ΔthiE在硫胺素限制培养基中竞争合作情况 |
| 2.7 菌株ZM07、K12和K12ΔthiE在硫胺素充足培养基中竞争合作情况 |
| 3 讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第四章 混合菌群H-1对外源硫胺素响应机制研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 菌种材料 |
| 1.2 高通量测序样品准备 |
| 1.3 16S rRNA基因高通量测序 |
| 1.4 宏转录组建库、测序及物种和基因功能注释 |
| 1.5 互作菌株ZM11和ZM12分离、及与菌株ZM07共培养实验 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 外源硫胺素对混合菌群H-1理化指标的影响 |
| 2.2 外源硫胺素对混合菌群H-1OTUs组成的影响 |
| 2.3 外源硫胺素对混合菌群H-1群落结构组成的影响 |
| 2.4 宏转录组序列优化及不同样本的转录响应 |
| 2.5 混合菌群对外源硫胺素的瞬时响应机制 |
| 2.6 外源硫胺素对群落功能基因表达的影响 |
| 2.7 网络分析指导下ZM07互作菌株验证及核心菌株对外源硫胺素的响应机制 |
| 3 讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第五章 合成功能菌群的构建及THF降解性能研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 菌种材料 |
| 1.2 培养基 |
| 1.3 实验试剂 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 互作菌株能力初探 |
| 1.4.2 基因组完成图测序 |
| 1.4.3 不同菌株特异性引物寻找 |
| 1.4.4 功能菌群重建、降解性能评价及群落结构解析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 非降解菌与ZM07 互作效果初探 |
| 2.2 不同菌株基因组测序及注释结果统计分析 |
| 2.3 不同菌株的特异性引物 |
| 2.4 二株共培体系THF降解性能评价及群落结构分析 |
| 2.5 三株共培体系THF降解性能评价及群落结构分析 |
| 2.6 四株共培体系THF降解性能评价及群落结构分析 |
| 2.7 五株共培体系THF降解性能评价及群落结构分析 |
| 2.8 降解菌ZM07与非降解菌ZM10和ZM11共培体系THF降解性能研究及代谢通路比较分析 |
| 3 讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第六章 论文总结 |
| 1 论文的主要研究结论 |
| 2 论文的创新之处 |
| 3 论文的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间研究成果 |
（3）改性凹凸棒土负载纳米零价铁基材料对多溴联苯醚的降解性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 多溴联苯醚的环境毒性 |
| 1.3 环境介质中PBDEs污染现状 |
| 1.3.1 大气中PBDEs污染状况 |
| 1.3.2 水环境和沉积物中PBDEs污染状况 |
| 1.3.3 土壤中PBDEs污染状况 |
| 1.3.4 其它介质中PBDEs污染状况 |
| 1.4 环境介质中PBDEs降解技术研究进展 |
| 1.4.1 PBDEs的微生物降解研究进展 |
| 1.4.2 PBDEs的光降解研究进展 |
| 1.4.3 PBDEs的物理化学法研究进展 |
| 1.4.4 零价金属材料降解PBDEs研究进展 |
| 1.4.4.1 零价铁降解PBDEs研究进展 |
| 1.4.4.2 负载型零价铁降解PBDEs研究进展 |
| 1.4.4.3 零价铁基双金属降解PBDEs研究进展 |
| 1.4.4.4 负载型零价铁基双金属降解PBDEs研究进展 |
| 1.4.5 PBDEs降解研究尚存在的问题 |
| 1.5 本研究的意义、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究的意义与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 粘土矿物负载纳米铁基材料的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 粘土的有机改性 |
| 2.2.3 粘土矿物负载纳米铁基材料的制备 |
| 2.2.4 粘土矿物负载纳米铁基材料的表征方法 |
| 2.2.5 粘土矿物负载纳米铁基材料去除PBDEs实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 粘土矿物负载纳米铁基材料对PBDEs的去除性能筛选 |
| 2.3.2 材料表征 |
| 2.3.2.1 SEM表征结果 |
| 2.3.2.2 TEM表征结果 |
| 2.3.2.3 XRD表征结果 |
| 2.3.2.4 XPS表征结果 |
| 2.3.2.5 FTIR表征结果 |
| 2.3.2.6 BET表征结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 OA-Fe/Pd材料对溶液中BDE15 的降解性能与机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 降解动力学实验 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 降解BDE15 的影响因素 |
| 3.3.1.1 材料类型的影响 |
| 3.3.1.2 钯负载量的影响 |
| 3.3.1.3 OA-Fe/Pd投加量的影响 |
| 3.3.1.4 BDE15 初始浓度的影响 |
| 3.3.1.5 溶液初始p H的影响 |
| 3.3.1.6 溶剂条件的影响 |
| 3.3.2 降解动力学 |
| 3.3.3 去除机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 OA-Fe/Pd材料对溶液中BDE209 的降解性能与机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 降解动力学实验 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.3.1 液相色谱条件 |
| 4.2.3.2 GC-MS测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 降解BDE209 的影响因素 |
| 4.3.1.1 材料类型的影响 |
| 4.3.1.2 钯负载量的影响 |
| 4.3.1.3 OA-Fe/Pd投加量的影响 |
| 4.3.1.4 BDE209 初始浓度的影响 |
| 4.3.1.5 溶液初始p H的影响 |
| 4.3.1.6 溶剂条件的影响 |
| 4.3.2 降解动力学 |
| 4.3.3 BDE209 降解产物分析 |
| 4.3.4 降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 OA-Fe/Pd材料对污染土壤中BDE209 的降解性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤基本情况 |
| 5.2.2 实验材料与仪器 |
| 5.2.3 污染土壤的制备 |
| 5.2.4 污染土壤中BDE209 的提取与测定 |
| 5.2.5 降解动力学实验 |
| 5.2.6 BDE209 降解产物GC-MS分析 |
| 5.2.6.1 土壤中BDE209 的提取与净化 |
| 5.2.6.2 GC-MS条件 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 老化土壤中BDE209 的含量 |
| 5.3.2 不同土壤-四氢呋喃/水体系中BDE209 去除率比较 |
| 5.3.3 OA-Fe/Pd去除红壤-四氢呋喃/水体系中BDE209 的影响因素 |
| 5.3.3.1 OA-Fe/Pd添加量的影响 |
| 5.3.3.2 体系初始p H的影响 |
| 5.3.4 降解动力学 |
| 5.3.5 降解产物分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 全文结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）Cupriavidurans metallidurans ZM02降解四氢呋喃的分子机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 呋喃类难降解有机污染物的微生物降解 |
| 1.1 难降解有机污染物 |
| 1.2 呋喃类有机污染物 |
| 2 四氢呋喃的微生物降解 |
| 2.1 四氢呋喃简介 |
| 2.2 四氢呋喃降解菌及降解机制 |
| 3 可溶性二铁单加氧酶 |
| 3.1 可溶性二铁单加氧酶种类及组分特征 |
| 3.2 可溶性二铁单加氧酶的进化和多样性 |
| 4 苯酚的微生物降解 |
| 4.1 苯酚降解菌及降解酶种类 |
| 4.2 多组分苯酚单加氧酶 |
| 5 共代谢 |
| 6 本课题的目的和意义 |
| 7 技术路线 |
| 第二章 THF降解菌的分离鉴定、降解特性及降解途径研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与培养基 |
| 2.2.2 主要实验仪器 |
| 2.2.3 THF降解菌的富集、筛选及鉴定 |
| 2.2.4 THF降解菌降解特性分析 |
| 2.2.5 降解菌降解底物谱分析 |
| 2.2.6 降解菌对金属离子耐受性分析 |
| 2.2.7 降解菌对抗生素抗性分析 |
| 2.2.8 THF降解代谢产物的检测与鉴定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 THF降解菌的筛选与鉴定 |
| 2.3.2 菌株ZM02 的生长降解特性研究 |
| 2.3.3 降解菌ZM02 的抗生素抗性分析 |
| 2.3.4 THF降解中间产物的检测与鉴定 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 菌株ZM02 基因组和转录组研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与培养基 |
| 3.2.2 实验菌株 |
| 3.2.3 菌株ZM02 基因组DNA的提取 |
| 3.2.4 菌株基因组测序、组装与分析 |
| 3.2.5 转录组测序样品的制备 |
| 3.2.6 转录组测序及数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 基因组测序结果统计分析 |
| 3.3.2 基因组注释分析挖掘潜在的THF降解基因 |
| 3.3.3 转录组测序结果统计分析 |
| 3.3.4 转录组分析揭示潜在的THF降解基因簇 |
| 3.3.5 菌株ZM02 中可能的THF降解基因簇结构信息 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 THF羟化酶dmpKLMNOP基因的克隆与功能验证 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与培养基 |
| 4.2.2 供试菌株、质粒和引物 |
| 4.2.3 主要实验仪器 |
| 4.2.4 菌株ZM02 荧光定量PCR验证 |
| 4.2.5 基因敲除 |
| 4.2.6 异源表达 |
| 4.2.7 THF羟化酶酶活检测 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 THF羟化酶生物信息学分析 |
| 4.3.2 THF和苯酚诱导THF羟化酶基因表达 |
| 4.3.3 基因敲除株的底物验证 |
| 4.3.4 THF羟化酶催化THF起始降解 |
| 4.3.5 THF羟化酶的表达 |
| 4.3.6 酶活检测 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 邻苯二酚1,2-双加氧酶catA基因的克隆与功能验证 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与培养基 |
| 5.2.2 供试菌株、质粒和引物 |
| 5.2.3 主要实验仪器 |
| 5.2.4 RT-qPCR |
| 5.2.5 catA基因功能验证 |
| 5.2.6 E.coliBL21中mhpB基因功能验证 |
| 5.2.7 邻苯二酚1,2-双加氧酶蛋白表达以及功能验证 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 邻苯二酚1,2-双加氧酶系统发育分析 |
| 5.3.2 RT-qPCR |
| 5.3.3 ΔcatA1 敲除株底物验证 |
| 5.3.4 ΔcatA1 敲除株中catA2 基因表达 |
| 5.3.5 E.coliBL21 菌株生物转化2-羟基四氢呋喃和γ-丁内酯 |
| 5.3.6 ΔmhpB菌株生物转化2-羟基四氢呋喃 |
| 5.3.7 表达株转化2-羟基四氢呋喃 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 共代谢降解机制研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂与培养基 |
| 6.2.2 供试菌株 |
| 6.2.3 主要实验仪器 |
| 6.2.4 代表性菌株的THF和14D降解特性分析 |
| 6.2.5 代表性苯酚降解菌共代谢THF |
| 6.2.6 代表性降解菌共代谢降解14D |
| 6.2.7 THF中间代谢产物2-羟基四氢呋喃的降解特性分析 |
| 6.2.8 代表性苯酚降解菌生物转化2-羟基四氢呋喃 |
| 6.2.9 RT-qPCR分析苯酚诱导下苯酚单加氧酶表达 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 基因簇结构比较分析 |
| 6.3.2 代表性苯酚降解菌无法降解THF和14D |
| 6.3.3 代表性苯酚降解菌共代谢降解THF |
| 6.3.4 代表性降解菌共代谢降解14D |
| 6.3.5 代表性苯酚降解菌无法利用2-羟基四氢呋喃作为碳源生长 |
| 6.3.6 代表性苯酚降解菌生物转化2-羟基四氢呋喃 |
| 6.3.7 苯酚单加氧酶在苯酚诱导下表达 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 总结与讨论 |
| 7.1 讨论 |
| 7.2 论文主要研究结论 |
| 7.3 论文的创新之处 |
| 7.4 论文的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（5）生物滴滤工艺处理四氢呋喃废气研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 四氢呋喃的应用与危害 |
| 1.1.1 四氢呋喃的理化性质 |
| 1.1.2 四氢呋喃的生产与应用 |
| 1.1.3 四氢呋喃的危害 |
| 1.2 四氢呋喃处理技术研究现状 |
| 1.2.1 物理法去除四氢呋喃 |
| 1.2.2 化学法去除四氢呋喃 |
| 1.2.3 生物法去除四氢呋喃 |
| 1.3 生物滴滤工艺研究进展 |
| 1.3.1 填料的影响 |
| 1.3.2 工艺条件对生物滴滤床工作性能的影响 |
| 1.3.3 生物滴滤床内的动力学模型 |
| 1.4 研究意义、内容及创新 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品及试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 实验流程及装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株选育 |
| 2.2.2 菌种鉴定 |
| 2.2.3 降解条件优化 |
| 2.2.4 降解特性研究 |
| 2.2.5 细胞生长与四氢呋喃降解动力学 |
| 2.2.6 生物滴滤装置的设计与设备选型 |
| 2.2.7 装置改进及试运行 |
| 2.2.8 四氢呋喃废气去除过程的研究 |
| 2.2.9 生物滴滤床内动力学模型建立 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 细胞浓度检测 |
| 2.3.2 四氢呋喃检测方法 |
| 2.3.3 填料形貌表征 |
| 2.3.4 工艺参数测定分析 |
| 第三章 四氢呋喃降解菌的选育及生长特性研究 |
| 3.1 四氢呋喃高效降解菌的选育 |
| 3.1.1 菌种分离 |
| 3.1.2 菌种初筛 |
| 3.1.3 菌种复筛 |
| 3.2 菌株形态特征观察和鉴定 |
| 3.2.1 革兰氏染色 |
| 3.2.2 菌株T8的16S r DNA鉴定 |
| 3.3 菌株T8 对四氢呋喃的降解特性表征 |
| 3.3.1 菌株T8 生长和降解四氢呋喃的最佳条件 |
| 3.3.2 回归模型建立 |
| 3.3.3 响应面分析及最优值的确定 |
| 3.3.4 菌株T8 对四氢呋喃降解特性研究 |
| 3.3.5 菌株T8 降解四氢呋喃的动力学模型建立 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 生物滴滤工艺小试反应器的设计及优化 |
| 4.1 设计原则及思路 |
| 4.2 设计内容 |
| 4.2.1 反应装置设计 |
| 4.2.2 循环系统设计 |
| 4.2.3 主要设备选型 |
| 4.3 生物滴滤床的运行及调试 |
| 4.3.1 空机运行 |
| 4.3.2 挂膜工艺条件的探索 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 生物滴滤工艺降解四氢呋喃的作用规律研究 |
| 5.1 挂膜启动阶段 |
| 5.2 稳定运行阶段 |
| 5.2.1 不同填料填充方式的影响 |
| 5.2.2 空床停留时间的影响 |
| 5.2.3 气体、液体流量的影响 |
| 5.2.4 营养液内四氢呋喃浓度以及p H的影响 |
| 5.3 停机运行阶段 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 生物滴滤工艺模型的建立 |
| 6.1 吸收模型的建立 |
| 6.1.1 理论基础 |
| 6.1.2 模型建立 |
| 6.1.3 模型验证 |
| 6.2 吸附模型的建立 |
| 6.2.1 理论基础 |
| 6.2.2 模型推导 |
| 6.2.3 模型验证 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研情况 |
（6）扩散渗析废酸回收用阴离子交换膜的制备、结构与性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 酸性废水处理现状 |
| 1.2.1 低环境环境危害酸性废水处理方法 |
| 1.2.2 酸性废水的资源化处理方法 |
| 1.3 扩散渗析法回收废酸的研究及其进展 |
| 1.3.1 硫酸的回收 |
| 1.3.2 盐酸的回收 |
| 1.3.3 硝酸的回收 |
| 1.3.4 混合酸的回收 |
| 1.3.5 有机酸的回收 |
| 1.4 酸回收扩散渗析模型及阳离子传输机理 |
| 1.4.1 扩散渗析工业及实验装置 |
| 1.4.2 扩散渗析模型 |
| 1.4.3 阳离子传输机理 |
| 1.5 扩散渗析废酸回收用阴离子交换膜的研究进展 |
| 1.5.1 亲水骨架致密阴离子交换膜 |
| 1.5.2 疏水骨架的阴离子交换膜 |
| 1.5.3 扩散渗析阴离子交换膜的改性方法 |
| 1.6 研究目的、意义及主要内容 |
| 第二章 侧基结构对三乙烯二胺双离子阴离子交换膜的扩散渗析性能的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 季铵化试剂DABCO-R_(1-4)的合成 |
| 2.2.3 溴化聚苯醚(BPPO)的合成 |
| 2.2.4 离聚物PPO-DABCO-R_(1-4)125及其膜的制备 |
| 2.2.5 离聚物及膜的表征和性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 季铵化试剂DABCO-R_(1-4)与离聚物PPO-DABCO-R(1-4)125的分子结构表征 |
| 2.3.2 PPO-DABCO-R_(1-4)125 系列膜的形态研究 |
| 2.3.3 不同的侧基结构对DABCO双离子阴离子交换膜的离子交换容量(IEC)、吸水率(WU)和水合数(λ)和电荷密度(CD)的影响 |
| 2.3.4 不同的侧基结构对DABCO双离子阴离子交换膜尺寸稳定性、机械性能和热稳定性 |
| 2.3.5 不同的侧基结构对DABCO双离子阴离子交换膜扩散渗析回收废酸的性能的影响 |
| 2.3.6 PPO-DABCO-R_(1-4)12 系列膜的酸稳定性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 羟乙基侧基三乙烯二胺双离子阴离子交换膜的制备及扩散渗析行为研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 季铵化试剂1-(2-羟乙基)-1,4-二氮杂双环[2.2.2]辛烷-1-溴化铵(DABCO-EtOH)的合成 |
| 3.2.3 溴化聚苯醚(BPPO)的合成 |
| 3.2.4 离聚物PPO-DABCO-Et OH50~125 及其膜的制备 |
| 3.2.5 离聚物及膜的表征和性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 离聚物PPO-DABCO-Et OH50~125的分子结构表征 |
| 3.3.2 PPO-DABCO-EtOH050~125系列膜的形态研究 |
| 3.3.3 PPO-DABCO-EtOH050~125系列膜的离子交换容量(IEC),吸水率(WU)、水合数(λ)和电荷密度(CD) |
| 3.3.4 PPO-DABCO-EtOH050~125系列膜的尺寸稳定性、机械性能和热稳定性 |
| 3.3.5 PPO-DABCO-EtOH050~125系列膜的扩散渗析回收废酸的性能 |
| 3.3.6 PPO-DABCO-EtOH050~125系列膜的酸稳定性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 四氢呋喃甲基侧基三乙烯二胺双离子阴离子交换膜的制备及扩散渗析行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 季铵化试剂1-(2-四氢呋喃基)甲基-1,4-二氮杂双环[2.2.2]辛烷-1-溴化铵(DABCO-MTHF)的合成 |
| 4.2.3 溴化聚苯醚(BPPO)的合成 |
| 4.2.4 PPO-DABCO-MTHF100~150 系列离聚物及阴离子交换膜的制备 |
| 4.2.5 离聚物及膜的表征和性能测试 |
| 4.3. 结果与讨论 |
| 4.3.1 离聚物PPO-DABCO-MTHF100~150的分子结构表征 |
| 4.3.2 PPO-DABCO-MTHF100~150系列膜的形态研究 |
| 4.3.3 PPO-DABCO-MTHF100~150系列膜的离子交换容量(IEC)、吸水率(WU)、水合数(λ)和电荷密度(CD) |
| 4.3.4 PPO-DABCO-MTHF100~150系列膜的尺寸稳定性、机械性能和热稳定性 |
| 4.3.5 PPO-DABCO-MTHF100~150系列膜的扩散渗析回收废酸的性能 |
| 4.3.6 PPO-DABCO-MTHF100~150系列膜的酸稳定性 |
| 4.4. 本章小结 |
| 第五章 局域高离子密度三乙烯二胺六离子交联阴离子交换膜的制备及扩散渗析行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 聚芳醚砜(PAES)的合成 |
| 5.2.3 溴化聚芳醚砜(BPAES)的合成 |
| 5.2.4 串联四离子交联剂DB的合成 |
| 5.2.5 串联六离子交联的阴离子交换膜QPAES-DB25~75的制备 |
| 5.2.6 离聚物及膜的表征和性能测试 |
| 5.3. 结果与讨论 |
| 5.3.1 季铵化交联剂DB与 QPAES-DB25~75分子结构的表征 |
| 5.3.2 QPAES-DB25~75系列膜的形态研究 |
| 5.3.3 QPAES-DB25~75系列膜的离子交换容量(IEC)、吸水率(WU)、水合数(λ)、电荷密度(CD)和离子电导率(σ) |
| 5.3.4 QPAES-DB25~75系列膜的尺寸稳定性、机械性能和热稳定性 |
| 5.3.5 QPAES-DB25~75系列膜在HCl/FeCl_2体系下的扩散渗析回收废酸的性能 |
| 5.3.6 QPAES-DB50膜在HCl/MCl_n体系下的扩散渗析回收废酸的性能 |
| 5.3.7 QPAES-DB25~75系列膜酸稳定性 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士/硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）生物质微波热解及热解炭用于重金属和染料废水处理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属离子和染料废水的现状及危害 |
| 1.1.1 重金属离子废水的现状及危害 |
| 1.1.2 染料废水的现状及危害 |
| 1.2 重金属离子和染料废水的处理方法 |
| 1.2.1 沉淀法 |
| 1.2.2 电化学法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 光催化降解法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 生物质概况 |
| 1.4 生物质转化技术 |
| 1.4.1 物理转换技术 |
| 1.4.2 热化学转换技术 |
| 1.4.3 生物转化技术 |
| 1.5 生物质热解 |
| 1.5.1 生物质热解技术的分类 |
| 1.5.2 常规热解 |
| 1.5.3 微波热解 |
| 1.5.4 微波和常规热解的研究现状 |
| 1.5.5 添加剂对生物质热解的影响 |
| 1.6 热解炭用于重金属离子和染料废水的处理 |
| 1.6.1 热解炭吸附重金属离子废水的研究 |
| 1.6.2 热解炭吸附和光催化降解染料废水的研究 |
| 1.7 论文研究的意义及内容 |
| 1.7.1 课题的提出及意义 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 化学试剂和实验设备 |
| 2.2 常规和微波加热设备 |
| 2.3 实验工艺流程 |
| 2.4 表征和分析方法 |
| 第三章 生物质常规和微波热解的研究 |
| 3.1 实验原料和热解方法 |
| 3.1.1 原料的物性分析 |
| 3.1.2 原料的热重分析 |
| 3.1.3 原料在微波场中的升温特性 |
| 3.1.4 热解方法 |
| 3.2 生物质常规热解的研究 |
| 3.2.1 热解温度对产物分布的影响 |
| 3.2.2 热解温度对生物质油成分的影响 |
| 3.2.3 热解温度对生物质气体成分和热值的影响 |
| 3.2.4 热解温度对热解炭性能的影响 |
| 3.3 生物质微波热解的研究 |
| 3.3.1 热解温度对产物分布的影响 |
| 3.3.2 热解温度对生物质油成分的影响 |
| 3.3.3 热解温度对生物质气体成分和热值的影响 |
| 3.3.4 热解温度对热解炭性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加剂对生物质热解的影响 |
| 4.1 实验原料和热解方法 |
| 4.2 杨木屑-添加剂的热重分析 |
| 4.3 杨木屑-添加剂在微波场中的升温特性 |
| 4.4 常规热解条件下添加剂对杨木屑热解的影响 |
| 4.4.1 添加剂对热解产物分布的影响 |
| 4.4.2 添加剂对生物质油成分的影响 |
| 4.4.3 添加剂对生物质气体成分和热值的影响 |
| 4.4.4 添加剂对热解炭性能的影响 |
| 4.5 微波热解条件下添加剂对杨木屑热解的影响 |
| 4.5.1 添加剂对热解产物分布的影响 |
| 4.5.2 添加剂对生物质油成分的影响 |
| 4.5.3 添加剂对生物质气体成分和热值的影响 |
| 4.5.4 添加剂对热解炭性能的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 热解炭用于废水中重金属离子去除的研究 |
| 5.1 原料与实验方法 |
| 5.1.1 原料 |
| 5.1.2吸附实验 |
| 5.2 不同热解炭对重金属离子吸附效果的对比 |
| 5.3 热解炭的表征分析 |
| 5.3.1 红外分析 |
| 5.3.2 孔结构分析 |
| 5.4 热解炭吸附Pb~(2+)和Cd~(2+)的研究 |
| 5.4.1 pH值对热解炭吸附Pb~(2+)和Cd~(2+)的影响 |
| 5.4.2 热解炭吸附Pb~(2+)和Cd~(2+)的动力学研究 |
| 5.4.3 热解炭吸附Pb~(2+)和Cd~(2+)的吸附等温线研究 |
| 5.5 吸附机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 热解炭用于废水中染料去除的研究 |
| 6.1 实验原料 |
| 6.2吸附和光催化降解实验 |
| 6.2.1吸附实验 |
| 6.2.2光催化降解实验 |
| 6.3 不同热解炭对染料去除效果的对比 |
| 6.4 ZnO-Fe_3O_4/AC的表征分析 |
| 6.4.1 微观结构分析 |
| 6.4.2 拉曼光谱分析 |
| 6.4.3 XPS分析 |
| 6.4.4 磁滞回线分析 |
| 6.5 ZnO-Fe_3O_4/AC吸附和降解罗丹明B和孔雀石绿的研究 |
| 6.5.1 吸附和降解研究 |
| 6.5.2 ZnO-Fe_3O_4/AC吸附罗丹明B和孔雀石绿的研究 |
| 6.5.3 ZnO-Fe_3O_4/AC光催化降解罗丹明B和孔雀石绿的研究 |
| 6.6 降解机理 |
| 6.6.1 吸附作用 |
| 6.6.2 协同效应 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论及创新点 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A 参与项目 |
| 附录B 发表论文 |
| 附录C 申请专利 |
| 附录D 获奖及实践 |
（8）蔗渣清洁高效制备糠醛及糠醛渣的高效利用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 木质纤维生物质的组成与结构 |
| 1.2.1 纤维素 |
| 1.2.2 半纤维素 |
| 1.2.3 木质素 |
| 1.3 甘蔗渣概述 |
| 1.3.1 甘蔗渣的特点 |
| 1.3.2 甘蔗渣的利用现状 |
| 1.4 生物质利用方式与发展现状 |
| 1.4.1 直接燃烧 |
| 1.4.2 固体转化 |
| 1.4.3 液体转化 |
| 1.4.4 气体转化 |
| 1.5 生物质液相制备糠醛的研究进展 |
| 1.5.1 制备糠醛的反应机理 |
| 1.5.2 制备糠醛的研究 |
| 1.5.2.1 催化剂 |
| 1.5.2.2 催化体系 |
| 1.5.3 糠醛渣概述 |
| 1.6 基于木质纤维生物质主要组分的资源化利用 |
| 1.6.1 基于纤维素的资源化利用 |
| 1.6.2 基于木质素的资源化利用 |
| 1.6.3 基于半纤维素的资源化利用 |
| 1.7 本文研究目的、意义和内容 |
| 第二章 SO_4~(2-)/Sn-MMT的制备及其催化蔗渣两步制备糠醛和乙酰丙酸 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 催化剂的制备 |
| 2.2.2.2 催化剂的表征 |
| 2.2.2.3 催化蔗渣制备糠醛和乙酰丙酸 |
| 2.2.2.4 液体部分的分析 |
| 2.2.2.5 固体残渣的表征 |
| 2.2.2.6 响应面设计和统计学分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同催化体系对糠醛得率的影响 |
| 2.3.2 各单因素对糠醛得率的影响 |
| 2.3.3 响应面拟合糠醛得率 |
| 2.3.3.1 模型分析 |
| 2.3.3.2 各因素对响应面的影响 |
| 2.3.4 乙酰丙酸的制备 |
| 2.3.5 催化体系和固体残渣的分析 |
| 2.3.5.1 两步反应中催化体系的成分分析 |
| 2.3.5.2 固体残渣的表征分析 |
| 2.3.6 催化剂的表征分析 |
| 2.3.7 催化剂的循环性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 草酸-对甲苯磺酸两步法处理蔗渣高效制备糠醛和溶解浆 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 戊糖水解液的制备 |
| 3.2.2.2 糠醛的制备 |
| 3.2.2.3 溶解浆的制备 |
| 3.2.2.4 产品分析 |
| 3.2.2.5 固体残渣的表征 |
| 3.2.2.6 二维核磁分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 反应条件对水解液中糖含量的影响 |
| 3.3.2 溶剂对糠醛得率的影响 |
| 3.3.3 反应条件对糠醛得率的影响 |
| 3.3.4 草酸对糠醛得率的影响 |
| 3.3.5 催化剂的稳定性和循环使用性 |
| 3.3.6 催化剂的水溶性和反应机理 |
| 3.3.7 对甲苯磺酸处理固体残渣抽提木质素 |
| 3.3.8 溶解浆的制备及性能分析 |
| 3.3.9 固体残渣的表征 |
| 3.3.10 木质素的二维核磁分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 碱蒸煮糠醛渣抽提木质素及其结构解析与应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 糠醛渣中木质素的分离与回收 |
| 4.2.3 木质素的表征 |
| 4.2.3.1 组分分析 |
| 4.2.3.2 分子量分析 |
| 4.2.3.3 红外和元素分析 |
| 4.2.3.4 二维核磁分析 |
| 4.2.3.5 定量磷谱分析 |
| 4.2.3.6 热裂解分析 |
| 4.2.4 木质素的抗氧化能力测试 |
| 4.2.5 固体残渣的表征 |
| 4.2.5.1 固体残渣的组分分析 |
| 4.2.5.2 红外分析 |
| 4.2.5.3 固体核磁 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 成分分析 |
| 4.3.2 红外分析 |
| 4.3.3 二维核磁分析 |
| 4.3.4 定量磷谱 |
| 4.3.5 热裂解分析 |
| 4.3.6 抗氧化性分析 |
| 4.3.7 固体残渣分析 |
| 4.3.7.1 组分分析 |
| 4.3.7.2 红外分析 |
| 4.3.7.3 固体核磁分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 糠醛渣基纳米材料的制备及表征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 材料与仪器 |
| 5.2.2 甲酸—过氧化氢预处理 |
| 5.2.3 制备纳米纤维素和木质素纳米颗粒 |
| 5.2.4 分析和表征 |
| 5.2.4.1 化学成分分析 |
| 5.2.4.2 红外光谱分析 |
| 5.2.4.3 原子力显微镜分析 |
| 5.2.4.4 动态光散射粒度分析 |
| 5.2.4.5 固体核磁分析 |
| 5.2.4.6 二维核磁分析 |
| 5.2.4.7 凝胶渗透色谱分析 |
| 5.2.4.8 XRD分析和热稳定性分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 预处理样品的组分分析 |
| 5.3.2 固体残渣的结构分析 |
| 5.3.3 沉淀木质素的结构分析 |
| 5.3.4 纳米纤维素的形貌和性能分析 |
| 5.3.5 纳米木质素的形貌和性能分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 糠醛渣衍生的碳基催化剂的制备及其水解微晶纤维素 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 材料与仪器 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.2.1 糠醛渣衍生的碳基催化剂的制备 |
| 6.2.2.2 糠醛渣衍生的碳基催化剂的表征 |
| 6.2.2.3 碳基催化剂催化微晶纤维素制备葡萄糖 |
| 6.2.2.4 液体部分的分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 球磨预处理对纤维素结晶度的影响 |
| 6.3.2 预处理条件对纤维素水解的影响 |
| 6.3.3 反应条件对纤维素水解的影响 |
| 6.3.4 反应动力学分析 |
| 6.3.5 反应介质对葡萄糖得率的影响 |
| 6.3.6 多种碳基催化剂水解纤维素制备葡萄糖的分析比较 |
| 6.3.7 催化剂的稳定性 |
| 6.3.8 糠醛渣衍生的催化剂的表征 |
| 6.3.8.1 酸度、元素含量和孔径分布分析 |
| 6.3.8.2 红外分析 |
| 6.3.8.3 XRD和拉曼分析 |
| 6.3.8.4 固体核磁分析 |
| 6.3.8.5 XPS分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文总结 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）电化学氧化强化溶液吸收去除苯乙烯和四氢呋喃废气（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景和意义 |
| 1.2 苯乙烯和四氢呋喃废气 |
| 1.2.1 苯乙烯和四氢呋喃废气的来源和危害 |
| 1.2.2 苯乙烯和四氢呋喃废气的处理现状 |
| 1.3 电化学氧化技术 |
| 1.3.1 电化学氧化的原理及特点 |
| 1.3.2 电化学氧化技术处理废气的研究现状 |
| 1.4 吸收—电化学氧化法 |
| 1.5 主要研究目的与内容 |
| 1.6 预期目标 |
| 第二章 实验内容 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 实验装置流程 |
| 2.1.2 电化学反应器结构 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验设备和分析仪器 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 废气去除率的计算 |
| 2.3.2 模拟废气标准曲线 |
| 2.3.3 溶液中四氢呋喃浓度变化的检测分析 |
| 2.3.4 RuO_2/Ti阳极的电化学性能测试 |
| 2.3.5 电化学氧化产物的分析方法 |
| 第三章 苯乙烯废气的去除研究 |
| 3.1 不同电解液对苯乙烯去除效果的影响 |
| 3.2 氯化钠浓度对苯乙烯去除效果的影响 |
| 3.3 电流密度对苯乙烯去除效果的影响 |
| 3.4 初始pH对苯乙烯去除效果的影响 |
| 3.5 紫外光照射对苯乙烯去除效果的影响 |
| 3.6 苯乙烯电化学氧化产物分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 四氢呋喃废气的去除研究 |
| 4.1 溶液吸收对四氢呋喃的去除效果 |
| 4.2 不同电解液对四氢呋喃去除效果的影响 |
| 4.3 氯化钠浓度对四氢呋喃去除效果的影响 |
| 4.4 电流密度对四氢呋喃去除效果的影响 |
| 4.5 初始pH对四氢呋喃去除效果的影响 |
| 4.6 紫外光照射对四氢呋喃去除效果的影响 |
| 4.7 四氢呋喃电化学氧化产物分析 |
| 4.8 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 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
（10）自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米零价铁简述 |
| 1.2 传统的纳米零价铁的制备方法 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 热解法 |
| 1.2.4 电化学沉积法 |
| 1.2.5 微乳液法 |
| 1.2.6 碳热还原法 |
| 1.3 纳米零价铁的改性及应用 |
| 1.3.1 表面包覆 |
| 1.3.2 表面乳化 |
| 1.3.3 固体负载或基质装填 |
| 1.3.4 纳米双金属 |
| 1.3.5 磁场、电场和超声等技术的应用 |
| 1.4 本课题的选题背景与研究内容 |
| 第二章 囊泡中制备高活性、高稳定性的纳米零价铁及其对水中污染物的高效去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品与试剂 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.2.3 材料的表征技术 |
| 2.2.4 囊泡包覆NZVI颗粒的合成 |
| 2.2.5 囊泡包覆NZVI的活性和稳定性的测定 |
| 2.2.6 囊泡包覆NZVI对水溶液中硝基苯的去除 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PVV囊泡的合成及囊泡包覆NZVI的合成 |
| 2.3.2 NZVI在囊泡中的结构和形态 |
| 2.3.3 囊泡对NZVI颗粒活性的影响 |
| 2.3.4 囊泡对NZVI颗粒稳定性的影响 |
| 2.3.5 囊泡包覆的NZVI对于硝基苯的降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高分散零价铁纳米簇的制备及其对硝基苯酚的高效去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 仪器和设备 |
| 3.2.3 材料的表征 |
| 3.2.4 材料的制备 |
| 3.2.5 ZVI纳米簇的反应活性实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 ZVI纳米簇的形貌结构 |
| 3.3.2 ZVI纳米簇的合成机理 |
| 3.3.3 ZVI纳米簇对硝基苯酚的去除 |
| 3.3.4 ZVI纳米簇的稳定性 |
| 3.3.5 不同的NaBH4浓度对ZVI纳米簇的稳定性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 纳米零价铁在NH_2-SiO_2 上的嫁接修饰及其对环境污染物的高效去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 药品与试剂 |
| 4.2.2 仪器和设备 |
| 4.2.3 材料的表征 |
| 4.2.4 材料的制备 |
| 4.2.5对重金属Cr(VI)的活性实验 |
| 4.2.6 对有机物的去除 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe~0@NH_2-SiO_2 的形貌结构表征 |
| 4.3.2 NH_2-SiO_2 的制备方法设计及合成机理 |
| 4.3.3 Fe~0@NH_2-SiO_2 的制备 |
| 4.3.4 纳米零价铁负载改性前后对Cr(VI)的活性 |
| 4.3.5 Fe~0@NH_2-SiO_2 对对硝基苯酚的催化还原 |
| 4.3.6 Fe~0@NH_2-SiO_2 的循环利用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间取得的研究成果 |
四、四氢呋喃废水的降解特性（论文参考文献）
- [1]1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究[D]. 王棚. 吉林大学, 2021(01)
- [2]四氢呋喃降解菌群的富集与重建及降解菌ZM07与非降解菌互作机制研究[D]. 黄慧. 浙江大学, 2021(01)
- [3]改性凹凸棒土负载纳米零价铁基材料对多溴联苯醚的降解性能研究[D]. 穆启明. 常州大学, 2021
- [4]Cupriavidurans metallidurans ZM02降解四氢呋喃的分子机制研究[D]. 任浩. 浙江大学, 2021(01)
- [5]生物滴滤工艺处理四氢呋喃废气研究[D]. 张哲. 重庆工商大学, 2021(08)
- [6]扩散渗析废酸回收用阴离子交换膜的制备、结构与性能研究[D]. 冯俊. 华南理工大学, 2020(05)
- [7]生物质微波热解及热解炭用于重金属和染料废水处理的研究[D]. 程松. 昆明理工大学, 2019(06)
- [8]蔗渣清洁高效制备糠醛及糠醛渣的高效利用[D]. 王孝辉. 华南理工大学, 2019(06)
- [9]电化学氧化强化溶液吸收去除苯乙烯和四氢呋喃废气[D]. 裘盼黎. 浙江工业大学, 2019(03)
- [10]自组装技术制备新型纳米零价铁及其对环境污染物的高效去除[D]. 师东阳. 河南师范大学, 2018(07)