一、零价铁体系预处理硝基苯废水机理的研究（论文文献综述）
汪祥[1]（2021）在《基于改性零价铁的氧化还原过程去除水中有机污染物的机制研究》文中进行了进一步梳理水资源的安全问题与人类的生活息息相关,大量的持久性有机污染物在水体中频繁地检出,引起人们的广泛关注,针对有机污染物的治理已经迫在眉睫。零价铁（ZVI）以其优异的还原性成为环境修复领域使用最广泛的一种修复材料。如何通过材料改性等手段解决零价铁的表面钝化、提升零价铁的电子利用效率、阐明零价铁对有机污染物的降解机理等,一直是该领域的研究热点和难点,更是影响零价铁技术工程化应用的关键科学问题。本文首先针对盐酸羟胺辅助和表面硫化两种提升零价铁修复效能的策略,系统研究了改性零价铁高效降解对硝基苯酚（PNP）的机制,明确了零价铁直接还原是PNP发生还原降解的根本原因,发现了无氧环境中羟基自由基主导的PNP氧化过程,阐明了氧化与还原过程对PNP产物生态毒性的影响。进一步通过引入过氧化钙和过硫酸盐,探讨缓释氧剂强化零价铁的催化氧化过程和对有机污染物降解转化的影响。本论文主要包括以下三个方面、四个体系的研究内容:一、研究了零价铁/盐酸羟胺（ZVI/HA）体系对有机污染物——对硝基苯酚的降解机制,探讨了盐酸羟胺的加入对零价铁降解对硝基苯酚效率的影响。通过考察ZVI和HA用量、溶液pH值以及溶解氧等因素对PNP降解效率的影响,证实盐酸羟胺的引入能够显着提高零价铁的还原效能,PNP的去除速率提升近90倍。分别选取溴酸钾、叔丁醇和邻菲罗啉作为电子捕获剂、活性氢指示剂以及零价铁表面Fe（Ⅱ）的钝化剂,明确了零价铁直接给电子还原PNP是其高效降解的根本原因,而零价铁表面生成的Fe（Ⅱ）和活性氢对PNP降解的贡献可以忽略不计。采用XRD、TEM、XPS等对催化剂的形貌和化学组成进行表征,阐明了盐酸羟胺还能促进Fe（Ⅲ）/Fe（Ⅱ）的循环、减缓ZVI的表面钝化和拓宽反应pH值范围等。证实盐酸羟胺是提高零价铁还原效能的有效策略。二、采用表面硫化的方式改性零价铁（S-ZVI）,探究硫化零价铁对地下水中对硝基苯酚的降解机制。对比不同硫铁比影响PNP降解的效果,发现硫化零价铁在无氧环境中除了直接给电子还原PNP外,还存在PNP的氧化过程。通过降解产物分析和自由基探针实验,证实了零价铁还原气氛下羟基自由基主导的PNP氧化过程,其中PNP还原降解的占比为90%,剩余10%的PNP被羟基自由基氧化成对苯醌。通过XPS表征和O18同位素示踪实验等揭示零价铁表面的硫化铁能够在无氧环境中与水分子作用生成双氧水,表面键合的二价铁物种与双氧水遵循类芬顿反应机制产生羟基自由基。值得注意的是,PNP的氧化生成了相对毒性较高的对苯醌,这对于明确纳米零价铁对污染物降解过程中产物的生态毒性的评估具有重要意义。三、有机污染物降解产物的生态毒性效应是不可忽视的环境问题,强化零价铁参与的氧化过程、实现有机污染物的高效降解与无害转化是解决上述问题的关键。因此,本论文进一步引入过氧化钙和过硫酸盐,探讨缓释氧剂强化零价铁的催化氧化过程和对有机污染物降解转化的影响。分为两个体系研究上述问题:（1）选取过氧化钙作为缓释氧剂代表,探究溶液pH值、过氧化钙及硫化零价铁用量等因素对硫化零价铁降解布洛芬效率的影响。结果表明,过氧化钙的加入能够显着提升硫化零价铁对布洛芬的降解效率,与单独硫化零价铁相比布洛芬的去除速率提升18倍以上。通过定量分析溶解氧、过氧化氢和自由基,证实过氧化钙能够缓慢释放出溶解氧或过氧化氢,极大提升了硫化零价铁对原位产生H2O2的利用效率。发现氧气还原过程对硫化零价铁降解布洛芬的贡献约为32.8%,同时通过XPS分析揭示了表面连续单电子转移过程是硫化零价铁提升氧还原效率的关键。采用TOC、GC/MS等表征手段对布洛芬降解产物分析表明,缓释氧剂的加入提升了硫化零价铁对布洛芬的矿化效率。证实加入缓释氧剂过氧化钙是一种强化污染物降解效率和矿化效率的有效方法。（2）采用地下水有机污染修复更为常用的过硫酸盐作为氧化剂,探究过硫酸盐的加入对于强化硫化零价铁体系降解双酚A的影响。实验结果表明,过硫酸盐的加入显着提升了硫化零价铁对双酚A的降解效率,与单独硫化零价铁相比双酚A的去除速率提升64倍。通过设计自由基探针实验和过硫酸盐分解中间产物分析发现S-ZVI/PS体系能够有效催化过硫酸盐产生[O--O-SO3-]中间物种,抑制了硫酸根自由基向羟基自由基转变的副反应的发生,硫酸根自由基更强的氧化还原电位（3.1 V）是双酚A降解效率显着提升的根本原因。采用TOC、GC/MS等表征手段对双酚A降解产物分析表明,过硫酸盐的存在提升了硫化零价铁对布洛芬的矿化效率。证实了过硫酸盐可能是比过氧化钙更为有效提升污染物降解效率和矿化效率的手段。
谢慧娜[2]（2021）在《生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究》文中研究指明将零价铁与微生物耦合（零价铁生物铁法）强化生物法处理废水中难降解有机物近年来得到学者们广泛研究。然而,目前零价铁生物铁法研究大都集中在污染物降解效果、运行参数优化等方向上,对体系中强化微生物的形成、零价铁与微生物的作用关系、降解机制等认识不足,这给该技术的规模化应用带来一定的局限性。本文选取具有比表面积大、比表面能高、氧化还原性能强等特点的海绵铁（SFe,一种特殊的零价铁）,将其与微生物耦合形成特殊的零价铁生物铁法,即生物海绵铁体系（SFe-M）。利用SFe-M体系处理多种难降解有机废水,验证其处理效果及初步分析其微生物结构特征;选取环丙沙星（CIP）为代表污染物,考察长期运行中SFe投加量对体系处理效果和Fenton-like效应影响;以SFe-M体系中微生物为考察对象,探究其在不同运行阶段结构特征,揭示SFe-M体系中强化微生物演变过程;将SFe-M体系中SFe去除,探究驯化成熟的强化微生物在脱离SFe后反应器运行效果及微生物群落变化;利用Tafel曲线探究SFe-M体系中SFe腐蚀特性,同时分析污染物降解过程中微生物、Fe（Ⅱ）和活性氧物种之间的关系,考察体系中微生物与Fenton-like产生关系;通过平行对比实验,分析SFe-M体系降解污染物过程中各降解作用贡献度,同时测定CIP降解中间产物,探讨SFe-M体系强化降解有机物作用机制。研究结果丰富了零价铁生物铁法降解机制研究的内容,为零价铁生物铁法在难降解有机废水处理中的推广使用提供数据参考和技术支持。论文主要结论如下:（1）SFe-M体系较普通SBR对苯胺废水、硝基苯废水、CIP废水、实际腈纶废水去除率明显提高,即SFe-M体系对难降解有机废水处理具有广泛适应性;对于实际腈纶废水和硝基苯废水处理,SFe的出现会促进部分微生物生长,即SFe的存在对专性降解菌有良好的筛选和促进富集作用。（2）SFe-M体系中SFe投加量为90 g/L时,体系对COD和CIP处理的稳定性和降解效果最佳。Fenton-like效应是微生物和SFe协同互促产生的,且铁剂量显着影响Fenton-like效应强弱;SFe投加量为45 g/L时,SFe-M体系Fenton-like效应远小于投加量为90 g/L和135 g/L的反应器,但135 g/L的SFe投加量并不能显着提高体系Fenton-like作用,故90 g/L的SFe才能更加经济有效的促进Fenton-like产生。（3）除在CIP浓度为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系中微生物群落结构丰富度和多样性都显示出最大值;门水平上,各反应器中微生物结构在不同阶段差异较小,其中,Proteobacterta和Bacteroidetes在0.5 mg/L阶段受抑制作用,Planctomycetes和Chloroflexi在CIP浓度为3 mg/L时开始富集;属水平上,CIP为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系群落结构相近,SFe促进Zoogloea、Tessaracoccus富集;CIP为1 mg/L阶段,SFe能够强化Saccharimonadales对CIP的耐受性,且促进Thermomonas、Berkelbacteria富集;CIP为3 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系微生物群落结构差异性增大,Nakamurella、Terrimonas、Silanimonas、Arenimonas等是SFe-M体系强化降解有机物的主要贡献者;CIP为5 mg/L阶段,SFe-M体系主要优势菌属有Nakamurella、Reyranella、Pe M15,其中,Reyranella的存在反映了SFe-M体系微生物结构的完整性,而Pe M15的富集间接反映了体系缺氧区的存在,这些具有不同作用和特性微生物的存在使得SFe-M体系中群落结构更加完整和多样化。（4）初始接种污泥中微生物在SFe刺激下,SFe-M体系中群落结构发生显着差异。门水平上,主要由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi等组成,其中,Proteobacterta受初期抑制逐步转化为富集,Chloroflexi在SFe强化下逐步富集,而Bacteroidetes逐步被淘汰。属水平上,微生物不断发生演变,SFe-M体系在不同阶段形成特有的微生物群落结构;在稳定期,初始接种污泥中有近60%的微生物逐步富集形成强化的微生物体系,如Tetrasphaera、Nitrospira、Azospira、Thermomonas等;在不同运行阶段,优势菌群又显示出一定差异性,反映了SFe-M体系中微生物演变过程;LEf Se分析表明,SFe-M体系中显着差异物种数在初期（0.5 mg/L、1 mg/L）降低,而在后期（3 mg/L、5 mg/L）显着差异物种数量增加;在CIP浓度为0.5 mg/L、1 mg/L、3 mg/L、5 mg/L阶段,对污染物降解贡献最大的物种分别为Saccharimonadia（c）、Propionibacteriaceae（f）、Gammaproteobacteria（c）、Alphaproteobacteria（c）。（5）SFe-M体系中驯化形成的强化微生物对SFe有很强的依赖性。在去除SFe后,污泥结构稳定性变差,35 d后CIP降解率接近于0,体系Fenton-like作用逐步消失,微生物代谢能力降低。微生物群落结构丰富度和多样性明显降低;门水平上物种没有显着变化,仍是由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi、Acidobacteria组成,但原有优势菌相对丰度随反应进行逐步降低;属水平上,第10 d和35 d都有新的抗性菌出现（如Acinetobacter、Microtrichaceae）,但其并不能长期稳定存在,即去除SFe后,强化微生物有效运行时间仅能维持35 d左右。（6）在SFe-M体系中,SFe自腐蚀倾向逐步增大,从第0 d到第35 d,SFe由受阴极扩散控制作用到同时受阴极扩散和阳极活化作用,腐蚀速率由0.066 mm/a提升至12.633 mm/a,保证了体系中Fe（Ⅱ）的持续溶出;·OH与Fe（Ⅱ）的变化趋势基本一致,具有强化微生物结构的SFe-M体系中H2O2平均产生量是普通活性污泥构成的SFe-M体系（2#普泥+SFe）和单纯海绵铁体系（3#SFe）之和的3倍,且Fe（Ⅱ）持续溶出受体系中微生物结构特性的影响,SFe-M体系污染物降解归因于微生物、Fe（Ⅱ）和Fenton-like效应的协同作用,三者始终处在动态平衡中;2#普泥+SFe和5#铁泥+SFe的强化因子分别为1.04和2.98,即SFe和微生物有明显的耦合强化作用,且驯化后的微生物与SFe协同作用更强。CIP结构上的哌嗪环、C-F键、环丙烷环、羧基及其中间产物受·OH攻击或微生物代谢,通过四种降解途径完全去除;其中,微生物代谢贡献度为82.4%,微生物Fenton-like作用贡献度为13.1%,SFe/O2Fenton-like作用贡献度为3.3%。
国豪[3]（2021）在《生物海绵铁体系对抗生素类物质降解特性研究》文中研究表明随着我国经济的高速发展,抗生素作为饲料添加剂被广泛的应用于畜牧行业,由其引发的环境问题也日益增多。因此,研究环境中抗生素的降解特性,考察有效的控制条件对解决当前抗生素污染问题具有极其重要的实践意义与现实价值。在此背景下,提出海绵铁体系来强化生物法降解效果,对实际污水处理厂具有重要的现实意义。本研究以环丙沙星和四环素作为待处理的目标污染物,通过分析海绵铁的不同填充方式对H2O2、·OH生成的影响,来探究发生类芬顿作用效率最高的填充方式。接下来是对生物海绵铁体系、海绵铁体系、活性污泥体系进行培养驯化,并研究分析驯化过程中体系内类芬顿效应的变化趋势。最后进行相关性分析和周期内降解实验,对其降解机理进行了初步探究。得到的结论总结如下:（1）在考察分析以不同直径的PP球形生化悬浮球填料填充海绵铁以及采用3*7cm纱布袋填充海绵铁等不同填充方式对H2O2、·OH生成的影响中,发现采用3*7cm纱布袋的填充方式的生物海绵铁体系生成量最多,生成速率也优于其他体系,说明其类芬顿作用的效率也最高,因此接下来的实验中海绵铁的填充方式均采用纱布袋。（2）通过对各体系驯化过程中COD、CIP、TC、污泥性能指标的测定发现,生物海绵铁体系对抗生素具有更强的适应性和高效降解性。并且生物海绵铁体系中的污泥性能优良,微生物量多,因此也说明了运用海绵铁体系强化生物法同时降解多种抗生素是具有应用价值和独特优越性的。（3）通过周期性的检测记录各体系驯化过程中H2O2、·OH、TFe、Fe2+、温度、DO、p H数据发现,生物海绵铁体系生成的H2O2、·OH、TFe、Fe2+量最多,海绵铁体系次之,虽然其波动幅度小于生物海绵铁体系,但随着反应的进行其变化趋势会逐步的趋近于生物海绵铁体系;而活性污泥体系内几乎不存在H2O2、·OH、TFe、Fe2+,因此也不发生类芬顿作用。（4）通过考察分析生物海绵铁体系和海绵铁体系中各指标之间的相关性时可知,各指标之间都存在着显着正相关关系,之后又研究分析各体系的CIP、TC与前者的灰色关联度时发现,在生物海绵铁体系中·OH对抗生素的影响作用最大。（5）通过周期降解实验,对各体系中的易降解有机物COD和难降解有机物CIP、TC的降解过程及机理进行了初步的探究。实验结果表明CIP和TC的降解过程为先被吸附,后解吸被降解为小分子有机物,最后被微生物所吸收利用。其总体的变化趋势为先减小再增大,最后又减小,COD浓度的走势与CIP和TC的变化趋势相近似。
黄静玲[4]（2020）在《硝酸盐介导零价铁与微生物体系修复镉污染地下水研究》文中研究说明随着矿山资源开发以及工农业发展,镉及其化合物被广泛制造和应用,但工矿废水和农业污水的不合理排放也带来了严重的地下水镉污染问题。零价铁作为一种高效的铁基修复材料,被广泛应用于污染地下水修复,但其修复过程存在腐蚀缓慢和表面钝化的问题。因此,本研究利用零价铁缺氧腐蚀释氢的特性,向修复体系中引入微生物以及硝酸盐,通过加速非生物与生物铁腐蚀过程提高Cd（II）污染地下水的修复效果。硝酸盐介导的微生物-零价铁体系用于修复Cd（II）污染地下水的实验结果显示,氢自养反硝化等微生物活动能促进零价铁腐蚀并诱导其表面生成更多具有高反应活性和比表面积的铁活性矿物,如绿锈、磁铁矿和纤铁矿等,为Cd（II）的去除提供大量吸附/沉淀位点,从而获得明显优于单独零价铁/微生物体系的Cd（II）去除效果,实现高达86.2%的Cd（II）去除率,比零价铁和微生物体系分别高出3.8和2.7倍。当向硝酸盐介导的微生物-零价铁体系投加有机质乙酸钠时,由于乙酸钠作为电子供体能在反硝化过程中与铁腐蚀产生的阴极氢竞争电子受体NO3-,零价铁腐蚀以及Cd（II）去除的过程均受到抑制。而高硝酸盐剂量和低p H值可以加快零价铁的腐蚀速度及其表面活性反应位点的更新,有利于改善协同体系的Cd（II）去除性能。此外,高零价铁用量也有利于镉污染地下水的修复。在上述研究基础上,采用连续流反应器模拟可渗透反应墙来考察硝酸盐介导的微生物-零价铁体系协同修复Cd（II）污染地下水的过程。穿透实验结果表明,在渗流速度为0.1 cm/min,进水Cd（II）浓度为10 mg/L条件下,硝酸盐介导的生物-零价铁反应器以0.04cm/PV（零价铁反应器0.14 cm/PV）较低的迁移速率逐渐穿透,其Cd（II）去除能力比零价铁反应器提高了2.9倍,运行寿命延长了2.5倍。此外,微生物与零价铁协同作用的区域分布在连续流反应器内具有不均匀性。受进水相对较高浓度溶解氧的影响,反应器进水段微生物活性较低,协同作用不明显,Cd（II）去除能力较弱;随着溶解氧沿程逐渐消耗,反应器内氢自养反硝化与铁腐蚀反应的协同作用逐渐增强,在出水段显示出更强的Cd（II）去除能力。综上,硝酸盐介导的微生物-零价铁协同作用能增强反应体系非生物与生物过程去除Cd（II）的能力,有望成为一种可行的镉污染地下水修复技术。
张思思[5]（2020）在《双金属碳复合材料修复硝基苯污染地下水》文中研究说明层状双氢氧化物（LDHs）是一种典型的阴离子型粘土矿物,作为吸附剂在环境修复领域得到了广泛的应用。然而,吸附后产生的大量废弃物若不经过妥善处理,将会对环境造成严重的二次污染。本文通过热处理吸附了染料的类水滑石,得到一种新型双金属碳基材料,研究其对地下水中硝基苯的降解性能,并探究了在不同曝气条件下去除硝基苯的机理。在此基础上,采用固定化技术将双金属碳基粉末催化剂负载在凝胶小球上,探究了凝胶小球在硝基苯污染地下水中的修复作用。得到的主要研究成果如下:（1）制备了MgFe比例为4:1、3:1、2:1和1:2的LDHs,并通过热还原法制备了不同比例的MgFe双金属碳基材料。结果表明,3:1和2:1的MgFe-LDH对橙黄II吸附量较大,经过热处理后,可得到以零价铁,氧化镁和类石墨烯结构的碳材料（比表面积为1125.12 m2/g）组成的双金属碳基材料。双金属碳基材料对硝基苯的去除效果良好,去除率最高可达95%。在此基础上,将不同层板金属离子的CuFe-LDH、MgFe-LDH和Cu MgFe-LDH吸附橙黄II后进行高温热处理,成功地合成了CuFe/Carbon、MgFe/Carbon和Cu MgFe/Carbon三种金属碳基材料。探究了不同曝气下CuFe/Carbon、MgFe/Carbon和Cu MgFe/Carbon去除硝基苯的性能。结果表明MgFe/Carbon和Cu MgFe/Carbon对硝基苯的去除主要为吸附作用,曝气条件（空气和氮气）对其去除硝基苯基本无影响。而在CuFe/Carbon体系中,在氮气条件下的硝基苯的去除率为100%,而在空气条件下硝基苯的去除率仅48%。（2）探究了CuFe/Carbon在不同曝气条件下催化降解硝基苯的反应机理。通过SEM、TEM和TGA对CuFe/Carbon的形貌结构进行了更深一步的分析。分析结果表明,CuFe/Carbon是一种疏松的多孔碳层,被还原的金属单质及其金属氧化物附着于有机碳层上。在CuFe/Carbon反应体系中,碳层可以保护铁的溶出,同时铜离子可提高零价铁的利用率。对氮气和空气条件下CuFe/Carbon降解硝基苯体系中的活性物种进行了捕获实验,结果表明在空气条件下产生了·OH和O2·-,但在氮气条件下,无活性物种的产生。同时检测到氮气条件下苯胺的产生量为6.86 mg/L,说明在氮气条件下硝基苯被还原,主要的降解产物为苯胺。利用XRD和XPS分析了反应前后CuFe/Carbon的结构和价态变化,证实了在空气和氮气条件下存在氧化和还原两种不同的作用机理。（3）比较了CuFe/Carbon+海泡石（Sepiolite,Sep）+海藻酸钠（Sodium Alginate,SA）、Carbon+Sep+SA和CuFe/Carbon+SA三种凝胶小球的形态、成型难易程度、密度、含水率、弹性和机械强度,结果表明湘潭特产海泡石的添加有利于小球的制备,使得凝胶小球的形状更规则。添加了海泡石的Carbon+Sep+SA和CuFe/Carbon+Sep+SA具有更好的机械强度,更有利于在实际应用中抗击水力的冲击,延长凝胶小球的使用寿命。SEM表明小球内部为一些致密的网状结构,该结构具有良好的支撑作用,使得小球具有较好的机械能力,同时拥有较丰富的比表面积以及优异的传质性能,为污染物的去除提供了较大的空间和位点。XRD和FTIR结果表明,凝胶小球交联成功,金属基材料和酸洗Carbon成功负载在凝胶小球上。BET结果表明Carbon+Sep+SA和CuFe/Carbon+Sep+SA凝胶小球的比表面积分别为277.611 m2/g和43.408 m2/g,较大的比表面积有利于吸附和传质过程。TGA表明制备的凝胶小球具有较好的热稳定性。通过柱实验考察了以金属基碳材料负载的凝胶小球为填充材料的可渗透反应墙（PRB）系统对修复硝基苯污染地下水的可行性进行了探究。结果表明,以负载了金属基碳材料的凝胶小球作为填充材料的PRB系统是可行有效的,在运行的过程中,无装置堵塞和出水困难的问题。在连续进水11天后,CuFe/Carbon+Sep+SA和Carbon+Sep+SA凝胶小球模拟柱对硝基苯的降解率分别为59%和56%。
黄乌吉斯古楞[6]（2020）在《零价铁—过硫酸钠联合修复硝基苯污染土壤的实验研究》文中研究指明随着现代化学工业的不断发展,对硝基苯的需求日益增多,硝基苯排放总量每年以成万吨地速度急剧增加,硝基苯污染已经成为目前急需解决的土壤问题之一。硝基苯用于生产染料、香料、炸药等有机合成工业。硝基苯对土壤影响极大,会改变土壤性质、减少土壤微生物、降低土壤利用率,甚至可以在植物中产生累积现象危害人体健康。目前修复硝基苯污染土壤的研究主要集中于将硝基苯降解成苯胺,而对苯胺的后续治理较少,大量的苯胺依然会影响土壤生态环境。因此,研发出既经济又高效的修复方案去除土壤中硝基苯,提高土壤健康,对于缓解我国土壤资源紧张的现状意义重大。本研究以被高浓度硝基苯污染的土壤为研究对象,采用零价铁还原和过硫酸钠氧化的联合技术,零价铁预先将硝基苯还原成苯胺并生成二价铁,再零价铁和二价铁活化过硫酸钠产生硫酸根自由基,最后硫酸根自由基氧化苯胺,深入研究零价铁-过硫酸钠联合修复硝基苯污染土壤的效率及影响因素。基于如上考虑,本论文共设计了三个相关实验,分别分析讨论联合技术降解水中硝基苯的影响因素,该技术降解土壤中硝基苯的影响因素研究以及硝基苯污染土壤的土柱修复实验研究,本研究得出的结论如下:（1）零价铁-过硫酸钠联合降解水中硝基苯的实验可以得出,采用依次投加零价铁和过硫酸钠的方式去除水中硝基苯,推迟投加过硫酸钠药剂的时间可提高硝基苯的降解率,最佳实验条件下,硝基苯的降解可达到92%。当零价铁、过硫酸钠和硝基苯同时存在时,硝基苯的还原率仅为17%,过硫酸钠会与硝基苯竞争零价铁导致硝基苯还原率降低。（2）零价铁-过硫酸钠联合降解土壤中硝基苯的影响因素研究中得出,还原土壤上预先吸附的硝基苯时,投加的零价铁在8 g/L的剂量下可降解85%的硝基苯,土壤中残留的硝基苯仅为0.13 mg/g,再投加最佳过硫酸钠用量时,对苯胺的氧化率达到了 79%。因此,零价铁和过硫酸钠可有效地降解土壤中硝基苯。（3）硝基苯污染土壤的土柱修复实验研究表明,土柱中进水的最佳流速为1 mL/min,硝基苯的最佳降解率为87.8%,再将过硫酸钠装填到土柱中,苯胺的最高氧化率为82.03%。硝基苯在土壤中的吸附作用主要受有机质的影响,所以土壤中有机质对硝基苯还原的影响很大,随着有机质含量减少硝基苯降解率增大。实验中得出零价铁和过硫酸钠可具有修复硝基苯污染的潜力。通过课题研究,本文研究成果为实际硝基苯污染土壤修复提供了理论依据。
吕小凡[7]（2020）在《非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究》文中认为有机氯化合物难以被生物降解、毒性极强,会通过挥发、泄露等途径进入环境,现已在水体中普遍检出,长此以往将严重破坏生态环境,危害人体健康,对此类污染水体的治理已经刻不容缓。纳米零价铁因比表面积大、反应活性强、价格低廉等优点而在环境修复领域受到广泛关注,但易团聚和氧化的特点使其在实际应用过程中受到诸多限制。如何通过材料改性、方法优化等方式提升纳米零价铁的性能已成为时下研究的热点。本研究选取两种典型的有机氯化合物——四氯化碳和2,4-D作为目标污染物,通过优化后的还原共沉淀法制备出四氧化三铁负载纳米零价铁颗粒和四氧化三铁负载铁钯双金属复合颗粒,利用零价铁的特性分别构成Fe0@Fe3O4协同还原体系、Fe0/Pd@Fe3O4双金属复合还原体系及Fe0@Fe3O4/H2O2非均相类芬顿体系从氧化还原两种途径对目标污染物进行降解。考察了不同体系下溶液pH值、反应温度、催化颗粒投加量等因素对目标污染物去除效率的影响,探讨了各体系中污染物的降解途径和反应机理。主要结论如下:（1）Fe3O4作为载体能够有效地避免纳米零价铁颗粒的团聚,从而扩大催化颗粒的比表面积;Fe3O4与零价铁之间存在的协同效应可以促进传质、提升脱氯反应的相对速率;Fe3O4的特性使其可以通过释放分子内部的结构Fe2+/Fe3+参与目标污染物的还原脱氯过程。（2）金属钯可以加快催化颗粒表面活性氢原子的生成并改变铁的电子特性,促进电子转移,增强纳米零价铁颗粒的稳定性,降低其氧化程度和颗粒表面铁氧化物的形成。加入钯构成双金属体系在提升了催化颗粒反应活性的同时,也可以减少含氯中间产物的生成。（3）利用零价铁氧化释放亚铁离子的特性,与过氧化氢构成非均相类芬顿体系,可以实现污染物的快速降解,比传统芬顿体系的适用性更广且便于反应后催化颗粒的回收和再利用。（4）在最佳条件下,Fe0@Fe3O4协同还原体系、Fe0/Pd@Fe3O4双金属复合还原体系及Fe0@Fe3O4/H2O2非均相类芬顿体系对目标污染物的去除率均可达到90%以上;通过考察铁离子、氯离子及降解产物浓度的变化,对不同体系中目标污染物的降解途径和反应机理做出了合理推断。
王谦[8]（2020）在《表面氟化零价铁制备及其增强Cr（Ⅵ）去除性能》文中指出随着全球经济高速增长,生态环境问题日益突出。工业三废的排放导致水污染问题愈发严峻,尤其是水体中重金属污染。Cr（Ⅵ）是典型的有毒重金属离子之一,具有高毒性,致癌性和致突变性,广泛存在于地表水和地下水中,因此,治理重金属Cr（Ⅵ）污染迫在眉睫。目前修复Cr（Ⅵ）污染最有效的方法就是将其还原为毒性较低的Cr（Ⅲ）。其中零价铁（mZⅥ）因具有绿色、经济、环保等特性而成为研究者密切关注的环保型功能材料,但由于其表面钝化层的存在,导致商业零价铁在治理铬污染过程中普遍存在处理效率低、循环性能差等问题。因此本论文采用不同类型氟化物对零价铁表面进行改性,以增强其电子传输能力和对Cr（Ⅵ）的去除能力。具体研究如下:第一部分:采用浸渍法,将mZⅥ浸入0.4mol/L氟化钠溶液中来制备无机表面氟化零价铁（F-mZⅥ）,浸渍时间为lh,并通过去除Cr（Ⅵ）活性实验来测试F-mZⅥ的反应性能。发现F-mZⅥ体系去除Cr（Ⅵ）的反应速率常数约为mZⅥ体系的6倍。SEM和XRD表明,与mZⅥ相比,F-mZⅥ的形貌和物相结构没有发生改变。XPS进一步证实F取代了部分零价铁表面羟基。此外,Fe2p轨道的XPS分析结果显示,mZⅥ表面Fe（Ⅱ）含量为42.1%,而F-mZⅥ表面Fe（Ⅱ）占比却增加到了 52.3%,这表明表面氟改性提高了零价铁的电子传输能力。最后,DFT理论计算证实了表面氟化作用确实增加了零价铁表面的电子云密度,从而提高了 F-mZⅥ对Cr（Ⅵ）的去除性能。第二部分:相对于无机氟离子,有机氟化物存在更强的吸电子能力。因此接下来我们选择了三氟乙酸对mZⅥ进行改性并比较了它们去除Cr（Ⅵ）的能力。实验表明,与F-mZⅥ和mZⅥ相比,有机表面氟化零价铁（TFA-mZⅥ）具有更高的去除Cr（Ⅵ）性能。SEM和XRD表明TFA-mZⅥ的形貌和晶体结构没有发生改变。ATR-IR和DFT证明,TFA以单齿单核配位形式修饰在零价铁表面上。产氢实验和氩气实验表明,TFA修饰的零价铁可以将更多电子传递给目标污染物Cr（Ⅵ）,而不是H2O和O2,从而提高了其电子选择性。同时,接触角测试进一步证实了 TFA改性后降低了零价铁的亲水性能,减少了溶液中共存氧化性物质的竞争消耗电子作用,最终实现了对重金属污染物Cr（Ⅵ）的高效去除。本论文证明了我们构建的表面氟化零价铁体系具有良好的去除重金属Cr（Ⅵ）的性能,深入阐明了去除性能提高的原因,即表面氟化基团的强吸电子作用增强了零价铁壳层内部的电子转移能力,进而提高了零价铁去除Cr（Ⅵ）的效率,同时表面性质（例如疏水性）的改善还有助于提升零价铁的电子选择性。以上研究结果为提升零价铁反应活性提供了新策略,也为表面氟化零价铁在实际水污染处理中的应用提供了理论支持。
李园怡[9]（2020）在《生物海绵铁体系中铁溶出影响因素研究》文中认为传统生物铁法通过投加铁盐生成铁絮凝物质来提高活性污泥净化能力,但由于强化效果有限、工艺复杂以及较高投资运营成本,使其在实际应用中相对较少。Fe0-生物铁法是将Fe0投入生化反应器中通过电化学腐蚀和生物腐蚀作用溶出Fe2+,经过O2、铁氧化菌等物质氧化成Fe3+,实现了生物铁法的作用也弥补了传统生物铁法的缺点。海绵铁作为一种特殊零价材料,因其疏松微孔的特点可作为生物载体,投入生化反应器中会形成Fe0/O2体系,在环境中受到化学、生物作用使铁离子溶出参加类芬顿反应,Fe2+催化H2O2产生·OH,·OH通过电子转移等途径将有机物氧化分解成小分子,有效分解难降解有机物,铁离子溶出是类芬顿作用的引发条件,溶出量过多或过少都不利于类芬顿反应的进行,所以控制铁溶出是尤为重要。本文将疏松微孔的零价铁金属材料海绵铁介入到对环丙沙星具有良好降解效果的活性污泥中形成生物海绵铁体系,研究了废水进水pH值、污泥浓度、溶解氧、海绵铁投加方式及有机负荷等因素对海绵铁溶出的影响。采用AUTOLAB电化学工作站和Nova1.10软件对所测Tafel曲线及其电化学参数进行处理分析得出腐蚀速率,以腐蚀速率表征溶出速率,之后继续采用SBR反应器开展平行试验,对上述影响因素下的铁溶出量进行测试分析,以Fe2+、TFe为评价指标,之后分析了Fe2+参与类芬顿作用产生强氧化性物质（H2O2、·OH）对环丙沙星和COD降解的影响情况,用环丙沙星表征生物海绵铁体系对难降解有机物的降解作用,得到以下结论:（1）腐蚀速率随着污泥浓度、溶解氧、有机负荷的增大而加快,随着pH的降低而减缓,海绵铁+载体（复合载体）的腐蚀速率比直接投加海绵铁（单一载体）的腐蚀速率快。（2）根据Tafel电化学参数分析,海绵铁腐蚀溶解主要受到阳极活化溶解和阴极氧扩散控制共同作用下的电化学作用。在生物海绵铁体系中海绵铁受到电化学腐蚀以及微生物腐蚀作用,厌氧及溶液极酸条件下发生析氢腐蚀,好氧及溶液中性、碱性条件下发生吸氧腐蚀,其他因素条件下由于溶解氧充足,均发生吸氧腐蚀。生物海绵铁体系中的海绵铁腐蚀受到电化学腐蚀作用约占15%,微生物腐蚀约占85%,电化学作用逐渐增强,微生物作用逐渐减弱。（3）铁溶出量随污泥浓度、溶解氧的增大而增大,随pH的降低而增大;较高有机负荷铁溶出量较大;海绵铁+载体的投加方式铁溶出量较大。铁离子溶出后形式多样,厌氧及极酸条件铁离子主要以离子形式存在于上清液,好氧及中碱性条件铁离子大部分被氧化以沉淀或絮体形式存在于污泥中,上清液与混合液中部分铁离子参与类芬顿反应降解有机物。（4）（1）pH越低,腐蚀速率越快,铁溶出速率及溶出量越大,类芬顿作用生成的强氧化物质越多,环丙沙星降解率越高,但强酸条件使污泥絮体解絮失活,环丙沙星降解效果排序为pH=6>pH=7>pH=9>pH=4,CIP最高降解率为95.65%;（2）污泥浓度越高,海绵铁腐蚀速率越快,溶出量越大,类芬顿作用产生的强氧化物质越多,对环丙沙星降解效果越好,降解效果排序为污泥浓度5.0g/L>3.0g/L>1.2g/L>0.0g/L,CIP最高降解率为80.1%;（3）高有机负荷比低有机负荷的海绵铁腐蚀速率快,铁溶出量大,类芬顿作用越强,CIP最高降解率为91.9%,降解效果排序为COD=1200mg/L>COD=2000mg/L>COD=800mg/L,;（4）利用复合载体的方式加快了腐蚀速率,增大了铁溶出量,由于抗生素对生物活性具有抑制作用,限制扩大生物活性,使海绵铁+载体的投加方式对CIP的降解率略大于直接投加海绵铁,CIP降解率分别为为79.55%与77.27%;（5）溶解氧越高,海绵铁腐蚀速率越快,溶出量越大,类芬顿作用产生的强氧化物质越多,对环丙沙星降解效果越好,排序为溶解氧6-7mg/L>溶解氧3-4mg/L>溶解氧0-1mg/L,CIP最高降解率为92.05%。生物海绵铁体系中不同条件对铁溶出速率、铁溶出量与难降解有机物的降解有密切关系。
童喆[10]（2019）在《非晶结构零价铁去除硝基苯和阿散酸的研究》文中进行了进一步梳理随着我国的快速发展,我国的水环境问题已经日益严重,而当前常用的水处理技术并不能满足处理复杂污染水体的需要。零价铁处理技术因为适用性广,且廉价易得,并对环境友好等优势,被广泛用于处理水环境问题但零价铁在活性方面仍存在不足,需要开发新的策略来提高反应能力。而前面的研究发现,非晶材料由于其无序的原子排列导致材料表面处于高度配位不饱和状态从而拥有较多的活性中心,因此非晶材料往往具有优异的化学反应性能,这无疑为我们提供一将零价铁非晶化来提高它的活性的新思路。因此我们通过控制还原过程过程得到了具有非晶结构的零价铁,进而分别以硝基苯、阿散酸为目标污染物,系统研究了非晶结构零价铁对硝基苯以及阿散酸的去除机理,来探究非晶结构零价铁氧化、还原及吸附方面性质的规律。论文的主要内容如下:（1）探究了非晶结构影响零价铁去除硝基苯的作用机理。通过研究非晶及晶体零价铁还原去除硝基苯过程的区别,我们发现非晶零价铁较晶体零价铁具有优异的反应活性,而且两种零价铁降解硝基苯的途径有着明显的差别。非晶零价铁降解硝基苯的主要途径是通过Fe0直接还原硝基苯为苯胺,相对而言Fe2+的贡献较少;而晶体零价铁降解硝基苯主要是通过表面吸附态Fe2+去还原硝基苯。此外,我们还系统地研究了非晶结构零价铁对硝基苯的吸附能力与降解路径以及环境因素对非晶零价铁的影响。（2）探讨了非晶结构影响零价铁去除阿散酸的作用机理。实验结果表明:非晶结构可以极大提升零价铁对阿散酸的氧化性能以及对无机砷的吸附能力。超氧自由基是非晶以及晶体零价铁降解阿散酸的主要活性氧物种,非晶结构能够促进零价铁活化分子氧并高效产生活性氧物种,从而提高了其降解阿散酸的性能。同时,非晶结构也能较大提升零价铁吸附无机砷的能力,有利于实现无机砷的固定。我们进而结合砷形态的分析以及中间产物的测定,提出了阿散酸在非晶结构零价铁体系中的可能降解路径。
二、零价铁体系预处理硝基苯废水机理的研究（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、零价铁体系预处理硝基苯废水机理的研究（论文提纲范文）
（1）基于改性零价铁的氧化还原过程去除水中有机污染物的机制研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 水体中有机污染物现状 |
| 1.2.1 硝基芳香族化合物 |
| 1.2.2 医药类化合物 |
| 1.2.3 内分泌干扰物 |
| 1.3 水环境修复技术 |
| 1.3.1 原位化学还原 |
| 1.3.2 高级氧化技术 |
| 1.4 零价铁环境修复技术 |
| 1.4.1 零价铁概述 |
| 1.4.2 零价铁技术的不足 |
| 1.5 零价铁技术的改性 |
| 1.5.1 零价铁预处理 |
| 1.5.2 零价铁物理改性技术 |
| 1.5.3 零价铁化学改性技术 |
| 1.6 立题依据、意义和研究内容 |
| 1.6.1 立题依据及意义 |
| 1.6.2 本文研究内容和技术路线图 |
| 第二章 羟胺增强零价铁对对硝基苯酚的去除机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 零价铁的制备 |
| 2.2.3 零价铁的表征方法 |
| 2.2.4 零价铁降解PNP催化活性的评价及测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 零价铁的表征 |
| 2.3.2 羟胺增强零价铁降解PNP动力学的研究 |
| 2.3.3 羟胺增强零价铁降解PNP反应条件的优化 |
| 2.3.4 羟胺增强零价铁降解PNP反应机理的研究 |
| 2.3.5 水质参数对羟胺增强零价铁降解PNP的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 硫化增强零价铁去除对硝基苯酚过程的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 硫化零价铁的制备 |
| 3.2.3 硫化零价铁的表征方法 |
| 3.2.4 硫化零价铁降解PNP催化活性的评价及测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 硫化零价铁的表征 |
| 3.3.2 硫化纳米零价铁降解PNP动力学的研究 |
| 3.3.3 硫化纳米零价铁降解PNP反应条件的优化 |
| 3.3.4 硫化纳米零价铁降解PNP产物的鉴定 |
| 3.3.5 硫化纳米零价铁降解PNP反应机理的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 硫化零价铁与过氧化钙的原位芬顿过程降解布洛芬 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及仪器 |
| 4.2.2 硫化零价铁的制备 |
| 4.2.3 硫化零价铁的表征方法 |
| 4.2.4 过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP催化活性的评价及测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP动力学的研究 |
| 4.3.2 过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP反应条件的优化 |
| 4.3.3 氧化剂含量的测定 |
| 4.3.4 过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP反应机理的研究 |
| 4.3.5 过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP产物的鉴定 |
| 4.3.6 水质参数对过氧化钙强化硫化零价铁降解IBP的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 硫化零价铁强化过硫酸钾氧化双酚A的机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂及仪器 |
| 5.2.2 硫化零价铁的制备 |
| 5.2.3 硫化零价铁的表征方法 |
| 5.2.4 硫化零价铁活化PS降解BPA催化活性的评价及测试方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 硫化零价铁活化PS降解BPA动力学的研究 |
| 5.3.2 硫化零价铁活化PS降解BPA反应条件的优化 |
| 5.3.3 硫化零价铁活化PS降解BPA反应过程的研究 |
| 5.3.4 硫化零价铁活化PS降解BPA反应机理的研究 |
| 5.3.5 硫化零价铁活化PS降解BPA产物的鉴定 |
| 5.3.6 水质参数对硫化零价铁活化PS降解BPA的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 难降解有机废水污染概述 |
| 1.2.1 难降解有机物污染现状 |
| 1.2.2 难降解有机废水处理技术 |
| 1.3 生物增强技术研究进展 |
| 1.4 零价铁生物铁技术 |
| 1.4.1 零价铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.2 零价铁生物铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.3 生物海绵铁体系研究现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 生物海绵铁体系生物强化效果验证 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 海绵铁的表征 |
| 2.2.3 有机物降解实验 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 海绵铁结构特征 |
| 2.3.2 生物海绵铁体系强化处理有机物性能 |
| 2.3.3 生物海绵铁体系微生物群落结构初探 |
| 2.4 小结 |
| 3 海绵铁投加量对生物海绵铁体系长期运行效果影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置与运行 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 海绵铁投加量对生物海绵铁体系降解环丙沙星效果的影响 |
| 3.3.2 海绵铁投加量对生物海绵铁体系Fenton-like效应影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物海绵铁体系中微生物形成演变 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 微生物测序 |
| 4.2.3 数据分析与绘图 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 同阶段运行中各反应器微生物群落特征 |
| 4.3.2 生物海绵铁体系在不同运行阶段微生物群落特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物海绵铁体系中微生物对铁的依赖性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验装置与运行 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 脱离海绵铁后强化微生物降解能力变化 |
| 5.3.2 脱离海绵铁后强化微生物Fenton-like效应变化 |
| 5.3.3 脱离海绵铁后强化微生物群落结构变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生物海绵铁体系作用机制探究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 海绵铁腐蚀实验 |
| 6.2.3 生物海绵铁体系降解CIP过程实验 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 海绵铁腐蚀特性 |
| 6.3.2 微生物、Fe(Ⅱ)、H_2O_2、·OH产生关系 |
| 6.3.3 SFe-M体系中作用贡献度分析 |
| 6.3.4 环丙沙星降解过程分析 |
| 6.3.5 生物海绵铁体系生物强化作用机制分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）生物海绵铁体系对抗生素类物质降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 环境中抗生素的来源与危害 |
| 1.2.1 抗生素的来源 |
| 1.2.1.1 四环素的来源 |
| 1.2.1.2 环丙沙星的来源 |
| 1.2.2 抗生素的危害 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.4 生物海绵铁体系 |
| 1.4.1 生物海绵铁体系的构成 |
| 1.4.2 生物海绵铁体系的发展过程 |
| 1.4.2.1 传统的生物铁法 |
| 1.4.2.2 Fe~0生物铁法 |
| 1.4.3 生物海绵铁体系的作用机理 |
| 1.4.4 生物海绵铁体系的研究现状 |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 技术路线图 |
| 2 生物海绵铁体系中不同填充方式对H_2O_2、·OH产生的影响 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器与药品 |
| 2.1.3 模拟废水 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 海绵铁的不同填充方式对H_2O_2和·OH生成的影响 |
| 2.2.2 各体系中生成的H_2O_2与·OH的相关性分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 生物海绵铁体系对环丙沙星及四环素模拟废水的降解处理研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器与药品 |
| 3.1.3 CIP及TC废水 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 生物海绵铁体系驯化过程对COD的降解 |
| 3.2.2 生物海绵铁体系驯化过程对CIP的降解 |
| 3.2.3 生物海绵铁体系驯化过程对TC的降解 |
| 3.2.4 驯化过程中污泥性能指标的变化趋势 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 生物海绵铁体系降解驯化过程中的类芬顿作用 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器与药品 |
| 4.1.3 CIP及TC废水 |
| 4.1.4 实验方法 |
| 4.1.5 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 生物海绵铁体系对CIP的降解效果探究 |
| 4.2.1.1 H_2O_2、·OH、TFe、Fe~(2+)的变化趋势 |
| 4.2.1.2 其他因素的变化趋势 |
| 4.2.2 生物海绵铁体系对TC的降解效果探究 |
| 4.2.2.1 H_2O_2、·OH、TFe、Fe~(2+)的变化趋势 |
| 4.2.2.2 其他因素的变化趋势 |
| 4.2.3 生物海绵铁体系对CIP及TC的降解效果探究 |
| 4.2.3.1 H_2O_2、·OH、TFe、Fe~(2+)的变化趋势 |
| 4.2.3.2 其他因素的变化趋势 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 生物海绵铁体系降解环丙沙星及四环素机理初探 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器与药品 |
| 5.1.3 CIP及TC废水 |
| 5.1.4 实验方法 |
| 5.1.5 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 驯化过程中体系各指标的相关性分析 |
| 5.2.2 生物海绵铁体系周期内降解机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）硝酸盐介导零价铁与微生物体系修复镉污染地下水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 地下水镉污染 |
| 1.1.1 镉的性质 |
| 1.1.2 地下水镉污染的来源和现状 |
| 1.1.3 地下水镉污染的危害 |
| 1.2 镉污染地下水修复技术 |
| 1.2.1 异位修复技术 |
| 1.2.2 原位修复技术 |
| 1.3 零价铁修复镉污染地下水研究进展 |
| 1.3.1 零价铁修复技术 |
| 1.3.2 零价铁与微生物协同修复技术 |
| 1.4 本课题的研究背景和内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新性 |
| 第二章 零价铁与微生物协同去除二价镉的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析仪器及分析方法 |
| 2.2.4 数据处理方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 固相分析 |
| 2.3.2 不同体系对Cd(II)去除效果的比较 |
| 2.3.3 乙酸钠对修复体系的影响 |
| 2.3.4 初始pH对修复体系的影响 |
| 2.3.5 硝酸盐投加量对修复体系的影响 |
| 2.3.6 零价铁投加量对修复体系的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 零价铁与微生物协同修复镉污染地下水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析仪器及分析方法 |
| 3.2.4 数据处理方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 固相分析 |
| 3.3.2 穿透实验 |
| 3.3.3 反应器的活性区域 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）双金属碳复合材料修复硝基苯污染地下水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 地下水常用修复技术 |
| 1.2.1 异位修复技术 |
| 1.2.2 原位修复技术 |
| 1.3 零价铁修复技术研究现状 |
| 1.3.1 零价铁在地下水修复中的应用 |
| 1.3.2 铜铁双金属催化剂的应用 |
| 1.4 废弃类水滑石的资源化利用 |
| 1.4.1 类水滑石的结构特性 |
| 1.4.2 类水滑石在染料废水中的应用 |
| 1.4.3 废弃类水滑石的资源化利用 |
| 1.5 固定化凝胶小球的简介及应用 |
| 1.5.1 固定化概念 |
| 1.5.2 固定化方法 |
| 1.5.3 固定化铁凝胶小球的应用 |
| 1.6 本论文的研究目的和内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料和实验方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的制备与表征 |
| 2.2.1 材料的制备 |
| 2.2.2 材料的表征 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 橙黄Ⅱ的结构 |
| 2.3.2 橙黄Ⅱ吸附动力学实验 |
| 2.3.3 硝基苯的降解实验 |
| 2.3.4 活性物种的捕获实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 类水滑石基碳材料降解硝基苯的研究 |
| 3.1 不同比例镁铁基碳材料去除硝基苯的研究 |
| 3.1.1 不同比例Mg Fe-LDH对橙黄II的吸附性能 |
| 3.1.2 不同比例镁铁基碳材料的结构表征 |
| 3.1.3 不同比例镁铁基碳材料对硝基苯的降解 |
| 3.1.4 酸洗碳材料的结构表征及对硝基苯的去除 |
| 3.2 不同层板金属基碳材料降解硝基苯的研究 |
| 3.2.1 对橙黄II的吸附动力学研究 |
| 3.2.2 不同层板金属基碳材料的结构表征 |
| 3.2.3 曝气条件对不同层板金属基碳材料降解硝基苯的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 不同曝气条件下CuFe/Carbon的硝基苯降解机理 |
| 4.1 CuFe/Carbon的结构表征 |
| 4.1.1 形貌结构分析 |
| 4.1.2 TGA分析 |
| 4.2 不同曝气条件下CuFe/Carbon降解硝基苯机理探究 |
| 4.2.1 对比Fe0、CuFe-LDH和 CuFe/Carbon的硝基苯降解率 |
| 4.2.2 反应过程中溶液pH值 |
| 4.2.3 反应过程中的离子溶出 |
| 4.2.4 活性物种的捕获 |
| 4.2.5 苯胺的产生量 |
| 4.2.6 反应前后CuFe/Carbon的 XRD表征 |
| 4.2.7 反应前后CuFe/Carbon的 XPS表征 |
| 4.3 不同曝气条件下CuFe/Carbon的硝基苯降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 固定化凝胶小球的制备、表征与性能的研究 |
| 5.1 海泡石对固定化凝胶小球表观特性的影响 |
| 5.1.1 海泡石对小球外观的比较 |
| 5.1.2 海泡石对小球粒径及密度的影响 |
| 5.1.3 海泡石对小球机械强度的影响 |
| 5.1.4 海泡石对小球弹性的影响 |
| 5.1.5 海泡石对小球含水率的影响 |
| 5.2 不同固定化凝胶小球的理化特性表征 |
| 5.2.1 SEM分析 |
| 5.2.2 XRD分析 |
| 5.2.3 FT-IR分析 |
| 5.2.4 BET分析 |
| 5.2.5 TGA分析 |
| 5.3 柱实验修复硝基苯污染地下水的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文与参加的研究项目 |
（6）零价铁—过硫酸钠联合修复硝基苯污染土壤的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 硝基苯污染土壤的修复进展 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 零价铁还原与过硫酸钠氧化法 |
| 1.3.1 零价铁还原技术 |
| 1.3.2 过硫酸钠氧化体系 |
| 1.3.3 零价铁-过硫酸钠联合技术 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 主要研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验用化学试剂 |
| 2.1.2 实验设备与仪器 |
| 2.2 供试溶液和土壤 |
| 2.2.1 供试溶液 |
| 2.2.2 供试土壤 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 硝基苯和苯胺的测定 |
| 2.3.2 铁的测定 |
| 2.3.3 土壤有机质的测定 |
| 2.3.4 超声波提取法 |
| 第3章 零价铁-过硫酸钠降解水中硝基苯影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 过硫酸酸钠投加时间的影响 |
| 3.2.2 零价铁投加量的影响 |
| 3.2.3 过硫酸钠投加量的影响 |
| 3.2.4 溶液初始pH的影响 |
| 3.2.5 硝基苯初始浓度的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 零价铁-过硫酸钠降解土壤中硝基苯的影响因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 硝基苯吸附动力学及等温线 |
| 4.2.2 苯胺吸附动力学及等温线 |
| 4.2.3 溶液初始pH对硝基苯和苯胺吸附的影响 |
| 4.2.4 有机质对硝基苯和苯胺吸附的影响 |
| 4.2.5 零价铁投加量对降解土壤中硝基苯的影响 |
| 4.2.6 过硫酸钠投加量对降解土壤中硝基苯的影响 |
| 4.2.7 土壤有机质和pH对降解土壤中硝基苯的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 硝基苯污染土壤的土柱修复实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 零价铁装填方式及投加量的影响 |
| 5.2.2 进水速度的影响 |
| 5.2.3 过硫酸钠投加量的影响 |
| 5.2.4 pH的影响 |
| 5.2.5 土壤有机质的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（7）非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 有机氯化合物概述 |
| 1.2 有机氯化合物性质及危害 |
| 1.2.1 四氯化碳的性质及危害 |
| 1.2.2 2,4-二氯苯氧乙酸的性质及危害 |
| 1.3 含氯有机污染物的修复技术研究进展 |
| 1.3.1 物理修复方法 |
| 1.3.2 生物方法 |
| 1.3.3 化学方法 |
| 1.4 研究的目的与意义 |
| 1.5 研究的内容与创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 第2章 催化剂的制备和表征 |
| 2.1 制备材料与表征分析仪器 |
| 2.1.1 制备仪器与试剂 |
| 2.1.2 表征分析仪器 |
| 2.2 Fe~0@Fe_3O_4 的制备与表征 |
| 2.2.1 Fe_3O_4 的制备 |
| 2.2.2 Fe~0@Fe_3O_4 的制备 |
| 2.2.3 Fe~0@Fe_3O_4 的表征 |
| 2.3 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 的制备与表征 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 的制备 |
| 2.3.2 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 的制备 |
| 2.3.3 Fe~0/Pd@Fe_3O_4的表征 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 Fe~0@Fe_3O_4还原降解四氯化碳 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 影响因素 |
| 3.3.1 初始溶液pH值 |
| 3.3.2 反应温度 |
| 3.3.3 催化颗粒投加量及污染物浓度 |
| 3.3.4 常见无机阴离子 |
| 3.4 不同体系对四氯化碳的降解效果 |
| 3.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳产物及降解机理 |
| 3.5.1 产物分析 |
| 3.5.2 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 3.6 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳机理 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 还原降解四氯化碳 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 Pd负载量 |
| 4.4 影响因素 |
| 4.4.1 初始溶液pH值 |
| 4.4.2 反应温度 |
| 4.4.3 催化颗粒投加量及污染物浓度 |
| 4.4.4 常见无机阴离子 |
| 4.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳产物及降解机理 |
| 4.5.1 产物分析 |
| 4.5.2 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 4.5.3 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4-二氯苯氧乙酸 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 影响因素 |
| 5.3.1 初始溶液pH值 |
| 5.3.2 过氧化氢浓度 |
| 5.3.3 反应温度 |
| 5.3.4 催化颗粒投加量 |
| 5.3.5 常见无机阴离子 |
| 5.4 不同体系对2,4D的降解效果 |
| 5.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4D产物及降解途径 |
| 5.5.1 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 5.5.2 自由基抑制剂对2,4-D降解的影响 |
| 5.5.3 产物分析 |
| 5.5.4 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4D机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）表面氟化零价铁制备及其增强Cr（Ⅵ）去除性能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.1.1 水污染来源 |
| 1.1.2 重金属水污染 |
| 1.1.3 铬污染的来源与危害 |
| 1.2 六价铬的水处理方法 |
| 1.2.1 物理修复方法 |
| 1.2.2 生物修复方法 |
| 1.2.3 化学修复方法 |
| 1.3 零价铁技术研究现状 |
| 1.3.1 零价铁技术的局限性 |
| 1.3.2 零价铁的改性与修饰 |
| 1.4 选题依据和研究内容 |
| 第二章 无机表面氟化零价铁制备及其增强六价铬去除性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 无机表面氟化零价铁的制备 |
| 2.2.4 F-mZⅥ去除Cr(Ⅵ)实验 |
| 2.2.5 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 样品浸泡时间确定 |
| 2.3.2 F-mZⅥ样品表征 |
| 2.3.3 无机表面氟化前后零价铁除铬性能比较 |
| 2.3.4 不同体系pH及铁物种检测 |
| 2.3.5 反应前后样品表面变化 |
| 2.3.6 氟溶出测试 |
| 2.3.7 理论计算 |
| 2.3.8 气氛实验 |
| 2.3.9 循环实验 |
| 2.3.10 无机表面氟化零价铁除铬反应机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 有机表面氟化零价铁制备及其增强六价铬去除性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 有机表面氟化零价铁的制备 |
| 3.2.4 TFA-mZⅥ去除Cr(Ⅵ)实验 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 有机表面氟化前后零价铁除铬实验 |
| 3.3.2 样品表征 |
| 3.3.3 不同体系pH变化及二价铁的作用 |
| 3.3.4 反应前后样品表面变化 |
| 3.3.5 红外测试和理论计算 |
| 3.3.6 产氢实验 |
| 3.3.7 三氟乙酸根溶出 |
| 3.3.8 有机表面氟化零价铁除铬反应机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）生物海绵铁体系中铁溶出影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 拟选课题的研究背景 |
| 1.2 生物海绵铁体系 |
| 1.2.1 生物海绵铁体系构成及特点 |
| 1.2.2 生物海绵铁体系的研究现状 |
| 1.2.3 类芬顿体系在降解难降解有机物中的应用 |
| 1.3 海绵铁腐蚀研究 |
| 1.3.1 电化学腐蚀及微生物腐蚀 |
| 1.3.2 海绵铁腐蚀(溶出)影响因素 |
| 1.3.3 Tafel曲线(极化曲线)对铁腐蚀的表征 |
| 1.4 研究内容及意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 生物海绵铁体系中铁溶出速率影响因素研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器与药品 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物海绵铁体系中不同影响因素下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.1.1 不同pH下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.1.2 不同污泥浓度下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.1.3 不同有机负荷下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.1.4 不同投加方式下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.1.5 不同溶解氧下海绵铁腐蚀极化曲线分析 |
| 2.2.2 海绵铁腐蚀机理 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 生物海绵铁体系中铁溶出量影响因素研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器与药品 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.1.4 指标分析与测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 环丙沙星废水pH对生物海绵铁体系中铁溶出量的影响 |
| 3.2.2 环丙沙星活性污泥浓度对生物海绵铁体系中铁溶出量的影响 |
| 3.2.3 环丙沙星废水有机负荷对生物海绵铁体系中铁溶出量的影响 |
| 3.2.4 海绵铁投加方式对生物海绵铁体系中铁溶出量的影响 |
| 3.2.5 溶解氧对生物海绵铁体系中铁溶出量的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 生物海绵铁体系铁溶出影响因素对环丙沙星处理效果的影响研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器与药品 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 环丙沙星废水pH对生物海绵铁体系降解环丙沙星的影响 |
| 4.2.2 环丙沙星活性污泥浓度对生物海绵铁体系降解环丙沙星的影响 |
| 4.2.3 环丙沙星废水有机负荷对生物海绵铁体系降解环丙沙星的影响 |
| 4.2.4 海绵铁投加方式对生物海绵铁体系降解环丙沙星的影响 |
| 4.2.5 溶解氧对生物海绵铁体系降解环丙沙星的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）非晶结构零价铁去除硝基苯和阿散酸的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染现状及危害 |
| 1.2 有机污染物硝基苯 |
| 1.2.1 硝基苯的理化性质和作用 |
| 1.2.2 硝基苯的危害 |
| 1.2.3 硝基苯的去除技术 |
| 1.3 有机砷污染物阿散酸 |
| 1.3.1 阿散酸的理化性质和作用 |
| 1.3.2 阿散酸的危害 |
| 1.3.3 阿散酸的去除技术 |
| 1.4 零价铁处理技术 |
| 1.5 论文的选题意义和主要内容 |
| 1.6 本文的创新点 |
| 第二章 非晶结构零价铁降解硝基苯的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 材料的制备 |
| 2.2.4 储备液的配制 |
| 2.2.5 硝基苯的降解实验 |
| 2.2.6 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 非晶零价铁及晶体零价铁的表征 |
| 2.3.2 非晶零价铁以及晶体零价铁去除硝基苯实验 |
| 2.3.3 非晶零价铁以及晶体零价铁去除硝基苯还原途径分析 |
| 2.3.4 非晶零价铁以及晶体零价铁去除硝基苯产物分析 |
| 2.3.5 非晶结构零价铁对硝基苯吸附能力分析 |
| 2.3.6 环境因素对非晶零价铁去除污染物性能的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 非晶结构零价铁降解阿散酸的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品与气体 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 材料的制备 |
| 3.2.4 储备液的配制 |
| 3.2.5 阿散酸的降解实验 |
| 3.2.6 活性氧物种捕获实验 |
| 3.2.7 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 非晶零价铁以及晶体零价铁去除阿散酸实验 |
| 3.3.2 初始PH值对非晶结构零价铁去除阿散酸的影响 |
| 3.3.3 分子氧的作用 |
| 3.3.4 活性氧物种的作用 |
| 3.3.5 非晶结构零价铁氧化去除阿散酸分析 |
| 3.3.6 非晶结构零价铁对阿散酸的降解路径分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、零价铁体系预处理硝基苯废水机理的研究（论文参考文献）
- [1]基于改性零价铁的氧化还原过程去除水中有机污染物的机制研究[D]. 汪祥. 中国地质大学, 2021(02)
- [2]生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究[D]. 谢慧娜. 兰州交通大学, 2021(01)
- [3]生物海绵铁体系对抗生素类物质降解特性研究[D]. 国豪. 兰州交通大学, 2021(02)
- [4]硝酸盐介导零价铁与微生物体系修复镉污染地下水研究[D]. 黄静玲. 华南理工大学, 2020(02)
- [5]双金属碳复合材料修复硝基苯污染地下水[D]. 张思思. 湘潭大学, 2020(02)
- [6]零价铁—过硫酸钠联合修复硝基苯污染土壤的实验研究[D]. 黄乌吉斯古楞. 东北电力大学, 2020(02)
- [7]非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究[D]. 吕小凡. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [8]表面氟化零价铁制备及其增强Cr（Ⅵ）去除性能[D]. 王谦. 华中师范大学, 2020(01)
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