一、利用气相水还原法,进行PCB污染物处理（论文文献综述）
李兴国[1]（2021）在《改性纳米零价铁去除地下水中多氯联苯和铬复合污染的实验研究》文中研究说明铬、铜、铅等重金属和多氯联苯等持久性有机物进入土壤、地下水,使地下水的生态环境恶化,严重威胁人类健康。本文选用改性纳米零价铁对地下水中的多氯联苯与铬污染进行去除实验研究,通过金属改性提高纳米铁对目标污染物的去除效果,纳米铁材料经海藻酸钠包覆提高纳米铁材料的抗氧化能力,同时海藻酸钠包覆的纳米铁材料易于从反应体系分离,避免堵塞渗透反应墙。实验所用纳米铁以硼氢化钾还原亚铁盐的液相还原法制备,金属改性纳米铁的制备方法为两步法,改性金属负载率为3%。制备的纳米铁材料加入到2%的海藻酸钠溶液搅拌均匀后,经蠕动泵输送至高处滴落入5%的氯化钙溶液定型。实验以四氯联苯（PCB77）为多氯联苯代表物,研究海藻酸钠包覆镍改性纳米铁（SA-Ni/nZVI）对PCB77的去除,从SA-Ni/nZVI材料投加量、初始PCB77浓度、反应温度、初始pH等方面对SA-Ni/nZVI材料去除PCB77的效果进行了单因素影响和多因素影响实验。结论如下,SA-Ni/nZVI材料对PCB77的去除率随SA-Ni/nZVI材料投加量的增加而升高,SA-Ni/nZVI材料浓度为3.00g/L时SA-Ni/nZVI材料对PCB77的去除率最高,为93.33%,SA-Ni/nZVI材料对PCB77的去除主要以Ni/nZVI对PCB77的催化降解为主,海藻酸钠对PCB77的吸附去除为辅。PCB77的剩余浓度随初始PCB77浓度的增加而降低,SA-Ni/nZVI材料对PCB77的去除在反应开始0.5h内反应最快。常温条件有利于PCB77的去除;PCB77的去除率随pH的升高先升高后降低,中性条件有利于SA-Ni/nZVI材料对PCB77的去除,反应结束后反应器内的pH趋于弱酸性。多因素条件下SA-Ni/nZVI材料去除PCB77后对PCB77剩余浓度影响最大的是初始PCB77浓度,对总铁浓度影响最大的是初始pH,对反应体系镍浓度影响最大的是SA-Ni/nZVI材料投加量。实验选用海藻酸钠包覆纳米铁（SA-nZVI）材料对六价铬的去除进行研究,设计单因素影响和多因素影响实验探究SA-nZVI材料投加量、初始六价铬浓度、反应温度、初始pH等条件对SA-nZVI材料去除六价铬的影响,并分析了陈化时间、再次利用和nZVI包覆量对SA-nZVI材料去除六价铬的影响。结论如下,SA-nZVI材料对六价铬的去除率随SA-nZVI材料浓度的增加呈先升高后降低的趋势,SA-nZVI材料投加量为0.32g/L时对六价铬有最高去除率,为99.20%。SA-nZVI对六价铬的去除主要以nZVI对六价铬的化学还原去除为主,在这个过程中伴随着海藻酸钠对六价铬的吸附作用。SA-nZVI对六价铬的去除率随初始六价铬浓度的升高而降低,较高的初始六价铬浓度可使SA-nZVI材料充分发挥对六价铬的去除能力;较低的初始六价铬浓度可使SA-nZVI材料对六价铬充分去除。SA-nZVI材料对六价铬的去除量随初始pH的升高而降低;初始pH较低有利于提高SA-nZVI材料对六价铬的去除速率。较高的反应温度提高了SA-nZVI材料对六价铬的去除速率,但没有提高SA-nZVI材料对六价铬的去除率。SA-nZVI材料对六价铬的去除率随SA-nZVI材料陈化时间的增加而降低,密封条件有利于SA-nZVI材料的保存。SA-nZVI材料的氧化与材料接触到的空气或水中的氧气有关。海藻酸钠包覆纳米铁量较高情况下SA-nZVI材料对六价铬的去除速率较快、去除率较低;海藻酸钠包覆纳米铁量较低情况下SA-nZVI材料对六价铬的去除速率较慢、去除率较高。SA-nZVI和nZVI材料对六价铬去除的利用次数为两次。多因素条件下SA-nZVI材料对六价铬去除率影响最大的是初始六价铬浓度。对反应体系总铁浓度影响最大的是SA-nZVI材料投加量。最后探究PCB77和六价铬复合污染体系下SA-Ni/nZVI材料对PCB77和六价铬的去除规律和去除效果。研究SA-Ni/nZVI材料投加量、六价铬/PCB77浓度比、反应温度和初始pH等因素复合作用下对SA-Ni/nZVI材料去除PCB77、六价铬的影响和反应结束后反应体系总铁和镍浓度影响。结论如下,复合污染条件下SA-Ni/nZVI材料作用后对反应体系剩余PCB77影响最大的是Cr（Ⅵ）/PCB77浓度比,六价铬的存在对SA-Ni/nZVI去除PCB77的影响较小;对剩余六价铬影响最大的是SA-Ni/nZVI材料浓度,对总铁浓度影响最大的是Cr（Ⅵ）/PCB77浓度比,对镍浓度影响最大的是初始pH。
周家盛[2]（2021）在《钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究》文中认为电催化脱氯（electrocatalytic dechlorination,ECH）技术是最为典型和高效的含氯有机物（COCs）控制方法之一。本文针对ECH技术中常用的钯/泡沫镍电极存在催化活性和稳定性有待提高的问题,提出以碳基颗粒替代催化剂钯（Pd）的泡沫镍载体制备钯/碳粒子电极,以提高Pd在催化电极中的分散性和利用率,增强催化电极的电催化脱氯活性。同时借助碳基颗粒载体的吸附特性,促进液相中目标污染物的吸附浓缩迁移,加速目标污染物的电催化脱氯。为探究钯/碳粒子电极的构建方法和电催化脱氯活性,本文以颗粒活性炭（GAC）为载体制备了Pd/GAC粒子电极,并以2,4-二氯苯甲酸（2,4-DCBA）为目标污染物开展电催化脱氯研究。透射电子显微镜等表征结果显示,Pd在GAC表面呈纳米级颗粒且分散性良好。在Pd使用量为8 mg,工作电流为10 m A,反应液初始p H为4.0和电解质浓度为10 m M的条件下,Pd/GAC粒子电极能够在180 min内降解98%的2,4-DCBA。活性测试结果显示,Pd/GAC粒子电极的准一级动力学表观降解速率常数(kobs,2,4-DCBA)为22.2×10-3 min-1,分别是化学镀和电镀钯/泡沫镍电极的5倍和25倍。证明了GAC替代泡沫镍载体能够有效提高2,4-DCBA脱氯降解效率:一是GAC能够提高Pd在催化电极中的分散性和利用率,提供更多的反应位点;二是GAC的吸附特性能够促进液相中2,4-DCBA的吸附浓缩迁移,加速电催化脱氯反应。经历15次连续电催化脱氯反应后,Pd/GAC粒子电极仍能在第15次反应中降解94%的2,4-DCBA,且电感耦合等离子体质谱测试未检测到Pd的显着溶出,证明了Pd/GAC粒子电极具有良好的稳定性。为揭示钯/碳粒子电极吸附特性对电催化脱氯的影响,本文选取碳黑（CB）、多壁碳纳米管（MWCNTs）、颗粒活性炭（GAC）三种典型碳基材料,制备了Pd/CB、Pd/MWCNTs和Pd/GAC三种钯/碳粒子电极。X射线衍射等表征结果说明,碳基材料的差异不会导致三种钯/碳粒子电极间理化性质的显着差异。活性测试结果表明,Pd/CB粒子电极的kobs,2,4-DCBA(65.0×10-3 min-1)分别是Pd/MWCNTs和Pd/GAC粒子电极的1.7和3.3倍;Langmuir吸附等温线模型拟合结果显示无电流条件下,Pd/CB粒子电极的2,4-DCBA吸附容量为49.7 mg g-1,分别是Pd/MWCNTs和Pd/GAC粒子电极的1.6和5.2倍;综合以上分析结果说明,钯/碳粒子电极的2,4-DCBA电催化脱氯活性和自身的吸附性能呈正相关关系。通过预先吸附-电催化脱氯工艺,验证了钯/碳粒子电极的吸附特性对其电催化脱氯效率具有促进作用。总结得到了钯/碳粒子电极的吸附性能在其电催化脱氯过程中具有重要作用的结论。为进一步强化吸附对钯/碳粒子电极电催化脱氯的提升,本文利用十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）调控Pd/GAC粒子电极吸附性能,制备改性CTAB-Pd/GAC粒子电极,实现了2,4-DCBA电催化脱氯效率的提升。Zeta电位和接触角测试结果说明,CTAB能够改善钯/碳粒子电极与负电性有机污染物间的静电吸附作用,提高钯/碳粒子电极表面的疏水性,从而增强其对2,4-DCBA的吸附性能。活性测试结果表明,当CTAB负载量为40 mg g-1时,CTAB-Pd/GAC粒子电极的kobs,2,4-DCBA为39.2×10-3 min-1,是Pd/GAC粒子电极的11倍;且2,4-DCBA吸附容量由1.5 mg g-1（Pd/GAC）上升为2.1 mg g-1,而脱氯终产物（BA）吸附容量由12.0 mg g-1（Pd/GAC）下降为3.0 mg g-1;说明CTAB能够提高钯/碳粒子电极的电催化脱氯效率,增强其对2,4-DCBA的吸附,强化其对BA的脱附。由此揭示了钯/碳粒子电极的吸附-电催化脱氯机制:首先是CTAB-Pd/GAC粒子电极吸附2,4-DCBA,其次是实现2,4-DCBA的电催化脱氯,最后是CTAB-Pd/GAC粒子电极对脱氯产物BA的解吸过程,并且吸附-电催化脱氯-解吸是一个循环过程。所以CTAB修饰能够通过提高钯/碳粒子电极对2,4-DCBA的吸附行为,同时减弱钯/碳粒子电极对BA的吸附能力,从而有效促进了CTAB-Pd/GAC粒子电极对2,4-DCBA的电催化脱氯效果。
袁亚平[3]（2020）在《纳米零价铁/纳米零价铁负载活性炭去除有机氯污染物的研究》文中提出有机氯化合物作为化学合成的中间体、农药和有机溶剂被大量合成和使用,它们通过泄漏和排放等多种途径进入环境,对生态环境和人类健康造成极大威胁。因此,有机氯化合物高效、环保的治理方法和修复技术成为当前研究的热点。纳米零价铁（n ZVI）作为一种还原剂可用于环境中有机氯污染物的脱氯降解,因其具有反应活性高、成本低、不产生二次污染等优点,受到广泛关注,但其表面易被氧化和在水中易团聚的缺点限制了该技术的应用。本研究分别合成了n ZVI和纳米零价铁负载活性炭（n ZVI/GAC）,研究了n ZVI和n ZVI/GAC去除对氯苯酚的效能,并考察了其与沉积物中的脱氯微生物耦合降解多氯联苯的效果。主要工作和结果如下:（1）采用液相还原法分别制备了n ZVI和n ZVI/GAC,使用纳米粒度仪、傅里叶红外光谱仪（FTIR）、扫描电子显微镜/X射线能谱仪（SEM/EDS）、X射线衍射仪（XRD）对制备的n ZVI和n ZVI/GAC进行表征。制备的n ZVI平均粒径约为95 nm,铁元素质量分数为96.4%,氧元素质量分数仅为3.6%。负载后,颗粒活性炭（GAC）的比表面积从841.4 m2·g-1下降到n ZVI/GAC的644.7 m2·g-1,孔容也从0.45 cm3·g-1下降到0.35 cm3·g-1。能谱EDS分析n ZVI/GAC表面的铁元素含量为3.25%,FTIR的结果也证实了n ZVI成功地负载到GAC上。（2）nZVI去除对氯苯酚的过程以还原脱氯为主,脱氯产物为苯酚,且n ZVI对生成的苯酚具有一定的吸附作用,吸附率最高可达32.5%。n ZVI去除对氯苯酚的过程遵循准一级反应动力学模型。当对氯苯酚的初始浓度为10 mg·L-1时,n ZVI的投加量从1.0g·L-1增加到2.0 g·L-1,去除率由70.4%提高到94.4%,对应的反应速率常数由0.0192 h-1提高到0.0433 h-1。然而,当n ZVI投加量为2.0 g·L-1,对氯苯酚的初始浓度从5 mg·L-1增加到15 mg·L-1,去除率从95.8%降低到75.9%,相应的反应速率常数分别为0.0567 h-1和0.0249 h-1,且在酸性条件下更有利于对氯苯酚的去除。（3）nZVI/GAC去除对氯苯酚的过程包括吸附和脱氯降解。当n ZVI/GAC的投加量为0.4 g·L-1（铁含量3.25%）,对氯苯酚初始浓度为100 mg·L-1时,反应72 h后,去除率为80.9%,其中吸附率为65.5%,降解率为15.4%,且降解产物是苯酚。n ZVI/GAC去除对氯苯酚的过程符合准二级反应动力学模型和Langmuir等温吸附模型。随着对氯苯酚初始浓度的增大,n ZVI/GAC去除对氯苯酚的效果会随之降低,当初始浓度为500mg·L-1时,去除率仅为22%。（4）投加GAC（3.03%,w/w）或ZVI（0.09%,w/w）均可促进多氯联苯的微生物脱氯降解,且外加n ZVI和GAC的混合物（T-n ZVI&GAC组）的刺激效果最为显着。于微生物脱氯反应进行30周后添加刺激剂,截至第36周（刺激时间6周）,外加微米零价铁（m ZVI,T-m ZVI组）、外加n ZVI（T-n ZVI组）、外加GAC（T-GAC组）、外加n ZVI/GAC（T-n ZVI/GAC组）和T-n ZVI&GAC组多氯联苯总质量浓度的降幅分别为12.77±1.36%、15.84±1.24%、19.61±1.76%、23.42±1.58%、29.44±2.68%,均高于未添加刺激剂T-N组的7.97±3.18%。截至第51周（刺激时间21周）,多氯联苯总质量浓度的降幅由低到高排序为:T-N组（13.52±2.07%）<T-m ZVI组（15.59±0.97%）<T-n ZVI组（17.72±2.45%）<T-n ZVI/GAC组（25.45±0.49%）<T-GAC组（25.91±5.96%）<T-n ZVI&GAC组（33.19±1.56%）。（5）高通量测序结果表明,外加mZVI和nZVI能够刺激Dehalogenimonas和Pseudomonas的生长,外加GAC、n ZVI/GAC和n ZVI&GAC则能够增加Geobacter、Pseudomonas的相对丰度,使微生物群落向脱卤方向转变。
刘方方[4]（2020）在《物理法从废线路板中回收铜合金粉末新技术研究》文中进行了进一步梳理废线路板是一种量大面广的电子废料,具有高品质的资源特性和环境危害性的双重性质。当前,回收废线路板中金属资源的主流技术是以物理机械法作为预处理,后续采用火法或湿法冶金工艺等回收有价金属,但是存在能耗高、流程长、环境污染较大等问题。本文以废弃线路板金属富集体为研究对象,采用物理法回收得到高附加值的铜合金粉末,并进行了材料化应用。主要结果如下:（1）研制出物理法处理废线路板金属富集体颗粒制备铜合金粉末新技术,主要工艺过程包括:预处理除杂、球磨-筛分处理、铜合金颗粒的粉末细化,并应用得到的再生铜合金粉末制备出粉末冶金铜基复合材料。该工艺流程短、避免了火法与湿法冶金过程,环境污染小。（2）选择磁选、破碎和摇床分选作为预处理除杂工艺,去除了金属富集体颗粒中大部分的杂质Fe和非金属。金属Fe去除率为95.93%,非金属去除率为76.11%,金属Cu的品位从51.80 wt.%提升至72.23 wt.%。（3）Cu的延展性好,与Sn、Pb的易磨削、非金属颗粒性脆易碎的研磨特性存在明显差异。提出了球磨-筛分处理工艺,进一步去除非金属,同时,及时将细粉末的Sn、Pb软相物料筛分出来,有利于Cu的富集和颗粒细化。经球磨-筛分处理后,Cu的品位从72.23 wt.%提高至94.72 wt.%,非金属降至0.11 wt.%。（4）研制出铜合金颗粒球磨细化新工艺。废线路板金属富集体颗粒经机械冲击破碎和球磨-筛分处理后,在Cu颗粒内部已经积累了大量的应力、裂纹、空位、位错等缺陷。研究发现,在此基础上,采用自制介质球磨片状Cu颗粒,球磨产生的冲击和研磨使片状Cu颗粒发生卷曲、折叠,表面产生裂纹、扩展,且不易焊合,导致颗粒发生断裂,加速片状Cu颗粒细化。以自制介质作为球磨介质,在球料比20:1、转速400 rpm、经球磨10 h后得到了粒径均匀、粒度为5～45μm（平均粒径约为13μm）的再生铜合金粉末;TEM结果表明,该粉末的晶粒多为纳米晶（5～100 nm）。（5）在较佳工艺条件下,得到的富铜合金粉末中金属品位99.89 wt.%,其中Cu的品位为94.72 wt.%,Cu的直收率为82.85%;富锡铅合金粉末经去除非金属处理后可以用作粉末冶金原料。富铜合金粉末和富锡铅合金粉末的粒度均为-200目,总金属（Cu、Sn、Pb）的直收率可达到88.20%。本技术处理过程中产生的少量含有价金属的尾矿,可以送现有的火法或湿法冶炼处理回收。再生铜合金粉末应用于制备粉末冶金铜基摩擦材料,满足相应的性能指标。
施珂珂[5]（2020）在《模拟沉积物黑碳对纳米零价铁/钯降解PCB1的影响研究》文中研究表明纳米零价铁（Nanoscale zero-valent iron,nZVI）还原技术是颇具前景的沉积物多氯联苯（Polychorinated biphenyls,PCBs）污染的修复技术,而沉积物中重要的有机质黑碳对修复过程的影响尚缺乏系统研究。一方面,黑碳的强吸附作用会增大PCBs的传质阻力从而抑制其降解;另一方面,近年研究发现黑碳是一种良好的电子传递介质,能够接受和释放电子,这可能会促进nZVI的还原作用。为证实该设想,本文以竹屑为原材料制备了不同热解温度的生物质黑碳,以2-氯联苯（PCB1）为目标污染物,在研究黑碳对PCB1吸附-解吸特性的基础上,开展了水溶液和沉积物中黑碳对纳米零价铁/钯（nZVI/Pd）还原PCB1过程影响的模拟实验,并结合PCB1降解过程产物的变化以及残留PCB1的形态分析,探讨黑碳的吸附-解吸作用和电子传递作用对nZVI/Pd还原PCB1的影响机制。主要结论如下:（1）随着热解温度的升高,黑碳对PCB1的吸附固定能力增强,具体表现为:黑碳对PCB1的吸附容量升高,吸附强度上升,非线性吸附程度增加,可解吸的PCB1比例减少。其中,400℃黑碳对PCB1的吸附能力最差,吸附容量仅为3642.04 mg·kg-1,吸附强度系数Kf为2029.12(mg·kg-1)/(mg·L-1)n,快速和慢速解吸态PCB1的比例分别为0.228和0.223;900℃黑碳对PCB1的吸附能力最好,吸附容量为93742.5 mg·kg-1,吸附强度系数Kf为77853.31(mg·kg-1)/(mg·L-1)n,快速和慢速解吸态PCB1的比例分别为0.111和0.154。黑碳上PCB1的吸附-解吸机理分析结果表明,黑碳以分配作用（主要原理为“相似相溶”）固定的PCB1,在整个解吸过程中持续释放;而以表面吸附（主要原理为孔隙填充和π-π电子供体受体作用）固定的PCB1为难解吸态且释放较慢。（2）nZVI/Pd对黑碳上吸附的PCB1降解的实验结果表明:不同热解温度黑碳对nZVI/Pd降解PCB1的影响效果不同。随着黑碳制备温度的升高,黑碳上吸附的PCB1的降解率升高,其中900℃黑碳上PCB1的48小时降解率为95.25%,与游离态PCB1的降解率（99.20%）相近。在经过48小时的降解后,低温黑碳（<700℃）上残留的PCB1以难解吸态为主,快速和慢速解吸态比例分别为5.5～7.1%和9.7～12.7%,而高温黑碳（≥700℃）上PCB1几乎全为难解吸态。一方面,黑碳对PCB1的吸附作用抑制了PCB1的降解,使得黑碳上吸附的PCB1降解率比游离态的PCB1要低;另一方面,随着黑碳热解温度的升高,黑碳的电子传递作用增强,黑碳上吸附的PCB1也因此能够获得更多的[H]和电子,能被更快地降解。（3）nZVI/Pd对黑碳-沉积物体系中吸附的PCB1降解的实验结果表明:单一沉积物体系中PCB1的15天降解率为58.11%;400℃黑碳对nZVI/Pd降解沉积物中PCB1具有抑制作用,且随着黑碳添加量的增加,抑制作用增强,1%400℃黑碳-沉积物体系中PCB1的15天降解率仅为47.82%;适量900℃黑碳对沉积物中PCB1的降解具有促进作用,2%900℃黑碳-沉积物体系中PCB1的15天降解率可达75.29%。两者的影响机理不同:400℃黑碳增强了沉积物对PCB1的吸附,虽然其电子传递有一定促进作用,但总体上起到了抑制PCB1降解的作用;而900℃黑碳虽然比400℃黑碳对PCB1的吸附作用更强,但其电子传递作用较强,总体上起到了促进PCB1降解的作用。综上所述,沉积物中不同热解温度黑碳对nZVI材料降解PCBs的影响不同。低温黑碳主要以吸附作用抑制PCBs的降解,而高温黑碳主要以电子传递作用促进PCBs的降解。该研究为纳米零价铁材料修复PCBs污染沉积物提供了一定的理论依据和技术支持。
朱含露[6]（2020）在《三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究》文中进行了进一步梳理多氯联苯（PCBs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有三致效应。研究表明其在环境中残留污染浓度较高,且性质稳定很难降解。本论文选取了三种不同类型可生物降解的绿色表面活性剂,通过实验筛选出对土壤中六氯联苯PCB138洗脱效果最好的表面活性剂。洗脱后土壤和洗脱液中的PCB138分别选择白腐真菌中的黄孢原毛平革菌和高铁酸钾进行降解分析,并对影响降解的因素进行了分析。实验结果表明,选取的三种类型绿色表面活性剂:月桂酰基氨酸钠（阴离子型表面活性剂）、十二烷基二甲基甜菜碱（两性表面活性剂）和辛基酚聚氧乙烯醚（非离子型表面活性剂）对土壤中PCB138均具有一定的洗脱作用,其中阴离子型表面活性剂月桂酰基氨酸钠的洗脱效果最好,在浓度为5000mg/L时,洗脱率为33.94%。辛基酚聚氧乙烯醚次之,十二烷基二甲基甜菜碱洗脱效果相对较弱。改性后高铁酸钾对土壤洗脱液中的PCB138有明显的降解效果。动力学分析结果表明,高铁酸钾、柠檬酸络合高铁酸钾、包覆型高铁酸钾和缓释型高铁酸钾对土壤洗脱液中PCB138降解过程符合一级反应动力学方程,反应速率常数分别为:0.0149 h-1,0.0128 h-1,0.0048h-1和0.0154 h-1;土壤中PCB138的降解率随着高铁酸钾的投加量的升高呈现先升高后减小的趋势;在反应体系的p H在中偏酸性的条件时PCB138的降解效果相对较好;洗脱液浓度越大,PCB138的降解率越低;黄孢原毛平革菌对洗脱后土壤中PCB138降解实验的结果表明,黄孢原毛平革菌对PCB138有一定的降解作用,降解4周时,PCB138降解率为17.26%。该论文有图21幅,表8个,参考文献103篇。
徐永烨[7]（2020）在《锌钯还原降解多溴联苯醚的影响因素和机理的研究》文中进行了进一步梳理多溴联苯醚（PBDEs）作为全球产量最大的阻燃剂,被广泛用于纺织品、建筑材料和电子产品当中。PBDEs进入环境中后难以被降解,因此在土壤、大气、水环境中普遍存在,甚至在北极地区被检测到,而且PBDEs具有肝毒性、胚胎毒性和生殖毒性,会对人类、野生动物带来极大的环境风险。因此许多技术已经被运用于处理这种污染物,包括光降解、化学降解和生物降解等技术。在本次研究中我们将采用零价锌-钯双金属（Pd/ZVZ）这种安全、高效的技术对PBDEs进行降解。我们将零价金属锌（ZVZ）的各项性质与锌钯（Pd/ZVZ）进行对比,探究Pd/ZVZ的实用优势,并且探究材料施用时负载量、投加量、p H范围、材料老化时间和溴取代数目对Pd/ZVZ降解效果的影响,得出材料的适用范围。选择环境中毒性大且常被检测到的BDE-47作为主要污染物探究Pd/ZVZ降解多联苯醚的机理,为中间产物积累提供预测依据,降低降解过程中可能产生的环境风险。实验结果和结论如下所示:（1）本研究采用置换法制取Pd/ZVZ颗粒,通过扫描电镜（SEM）得出ZVZ和Pd/ZVZ的颗粒大小在5-13μm,结合能量分散谱（EDS）的元素含量图与元素分布图可知,置换法成功地负载Pd在ZVZ表面上。根据BET计算,Pd/ZVZ的比表面积为7.869m2/g。（2）在BDE-47的降解过程中,与ZVZ相比Pd的负载显着提高了降解效率,三种理论负载量（0.5%、1%和2%wt）在2 h内均能降解97%左右的BDE-47,考虑成本与降解速率,Pd的最佳负载量为1%wt,而Pd/ZVZ的最佳投加量为20 mg。Pd/ZVZ降解BDE-47的效率不会随着材料放置时间的变长而降低,此材料不受老化时间的影响。（3）ZVZ系统中的降解速率随着p H的升高而降低,而在Pd/ZVZ系统中,BDE-47的降解速率几乎没有变化,证明Pd/ZVZ材料的性能不受p H（p H=3,5,7）的影响。ZVZ的降解速率会随溴代数目的减少而降低,并且二溴联苯醚很难被继续降解。在Pd/ZVZ系统中,降解速率不受溴取代数目的影响。所以在BDE-47的降解过程中,ZVZ系统中有大量中间产物特别是BDE-15积累,而Pd/ZVZ系统中几乎没有中间产物,BDE-47以很快的速度完全脱毒生成DE。（4）纯水体系中,ZVZ降解PBDEs时遵循电子转移机理,当Pd负载在ZVZ上后,体系中优先污染物发生改变。对比过去研究得出结论,在Pd/ZVZ系统中,PBDEs降解时遵循H原子转移机理,并且随着Pd负载量的增加,H原子转移机理逐渐在体系中占据主导地位。但是当在低p H（p H<3）下对Pd/ZVZ降解PBDEs进行探究时,发现降解机理不同于以往任何一种已知机理,而出现了单键转移的现象。
杨俊玲[8]（2020）在《湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究》文中认为多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）是一种环境中长期存在的持久性有机污染物,易在生物体内蓄积引起多种生物毒性,严重威胁生态与生物安全。红树林是海岸潮间带一种独特的生态系统,微生物资源丰富,本试验基于红树林相关降解菌的研究,旨在寻找高效的PCBs降解菌,通过生物修复治理PCBs环境污染。本研究主要进行了以下试验:（1）本试验以广东省湛江市高桥镇红树林国家级自然保护区为研究对象,采集高、中、低潮带3种生境底泥进行微生物宏基因组测序;（2）在原生数据分析的基础上,利用MM30无机盐培养基对红树林底泥微生物进行富集、驯化,再对富集培养物进行分离、鉴定;（3）通过气相色谱-质谱联用仪（Gas Chromatography-Mass Spectrometer,GC-MS）检测PCBs降解体系中PCBs的浓度,探究目标菌株对PCBs的降解效果。研究结果表明:（1）3组湛江红树林底泥生境样本的序列数、多样性指数和覆盖率均处于较高水平,OTU数目统计发现,在3组样本底泥样品中共获得了10054个OTU（S1:6761个、S2:7866个、S3:8073个）,分属60个不同的细菌门;多样性指数方面,Chao1曲线和Shannon曲线后期均趋于平缓,说明样品测序数据量足够大足以反映样品中绝大多数微生物的物种信息;Shannon指数分布在4.94和6.03之间,Simpson指数在0.004775与0.021409之间,跨度较大,多样性明显。绝大部分OTU都分类到了门水平（Phylum）、目水平（Order）,但是仍然有部分无法完全分类、注释,说明红树林微生物多样性丰富,含有存量较少的细菌种类,且仍有大量的细菌没有被测序发现,值得我们进一步发掘。在门水平上进行分析,3组共18个样品聚类到60个菌门,其中变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）在各样品中占比均超过80%,是环境中的优势菌,不同样点中各类群比例略有差异。（2）试验筛选分离得到S3-1、LW3和S2-23株PCBs拟降解菌。经鉴定发现S3-1为革兰氏阳性球菌,与KU163265.1（Proteobacteria Aquamicrobium defluvii strain TLA-7 16S）菌株同源性高达99.26%,属变形菌门丙酸杆菌属细菌;LW3与NC＿016845.1（Klebsiella pneumoniae subsp.pneumoniae HS11286）同源性高达98%%,是革兰氏阴性克雷伯菌;S2-2是革兰氏阴性的潘多拉菌,与菌株NZ＿CP009553.3（Pandoraea pnomenusa strain DSM 16536）有99.09%的相似性。（3）在10%的接种量下分别接入C1（5 mg/L）、C2（10 mg/L）、C3（20 mg/L）、C4（40 mg/L）和C5（60 mg/L）5个不同浓度梯度的降解体系,反应96 h后,3种菌最终降解率均在96%以上,总体降解效果较好。综上所述,湛江红树林底泥微生物多样性良好,分离得到的S3-1（Proteobacteria Alphaproteobacteria）、S2-2（Pandoraea pnomenusa strains）和LW3（Klebsiella pneumoniae subsp）3种降解菌株在一定条件下能够降解PCBs,对污染土壤的实际修复具有指导作用,为海洋环境及鱼粉等海洋资源PCBs污染的生物修复提供试验依据。
万闪[9]（2020）在《电子铜材在模拟海洋大气中的腐蚀与防护及监测技术研究》文中提出随着海上油气、海上风电和其它海洋资源的开发,大量的海上设备不仅需要巨量的耐蚀结构材料,也需要高可靠性的电气控制系统。随着电子设备逐渐朝微型化、集成化方向发展,电路板不仅承载着复杂的电学、力学和热载荷,而且还受温湿交替、污染气体（如 CO2、SO2、H2S、NOx、O3）以及固体颗粒（如 NaCl、PM2.5、PM10）的影响。一旦封装受损,腐蚀性气体渗入,极易形成吸附薄液膜引发材料腐蚀,降低电子设备的可靠性。本论文针对海洋大气中电子铜材的腐蚀问题,首先采用电化学阻抗谱（EIS）、石英晶体微天平（QCM）和薄膜电阻监测技术研究了铜表面液膜的凝结和蒸发过程,铜大气腐蚀动力学过程及气相缓蚀剂的作用机制;其次,开发了一种新型超疏水超薄电路板用涂层;最后,采用自主研制铜的电阻式腐蚀监测仪在线测量电子材料服役环境的腐蚀性。取得的主要成果如下:采用梳齿型电化学阻抗传感器,在气候箱中研究NaCl在铜表面的潮解和干燥过程,并结合数字显微镜和衰减全反射傅里叶红外光谱对该过程进行原位监测。研究发现25℃下,当相对湿度低于60%时,盐粒基本不潮解,铜腐蚀速率极低（0.02 μm/a）;当相对湿度在60%～76%之间时,盐粒发生预潮解,腐蚀速率会稍微有所增加;当相对湿度高于76%时,盐粒完全潮解,铜表面出现大量微液滴,腐蚀速率急剧上升（>20μm/a）。在干燥过程中,铜表面的液膜会逐渐由连续变为不连续,直至盐粒的析出。据此提出了一种基于液膜的电导率来计算液膜厚度的模型,解决了液膜的测厚问题。此外,该传感器还可灵敏地监测高低温交变过程中的凝露现象。采用薄膜电阻传感器研究了铜的中长期腐蚀过程及气相缓蚀剂2-苯基咪唑啉（2-PI）的防锈能力。铜的腐蚀速率随相对湿度、温度和盐粒沉积量的增加而增加,而随暴露时间的延长呈幂函数下降。在低盐粒沉积量（≤40 μg/cm2）下,2-PI的缓蚀效率随着温度的增加而增强,主要因为是高温增加了 2-PI的饱和蒸汽压及其在铜表面的吸附浓度;然而,在高盐粒沉积量下,2-PI的缓蚀性能显着降低,这是因为高湿度下形成的腐蚀产物具有疏松多孔性质,阻碍了 2-PI向铜基体的扩散,严重制约了其缓蚀性能。相较于新鲜的铜表面,2-PI在已腐蚀的铜表面的缓蚀效果会被显着削弱。鉴于QCM 比薄膜电阻传感器具有更高的灵敏度,本文进一步采用QCM研究了NaCl污染程度对铜早期大气腐蚀的影响,发现相较于清洁的镀铜晶片,污染的镀铜晶片的腐蚀速率提升约2个数量级,主要归因于高湿度下NaCl潮解形成了较厚的液膜,导致铜腐蚀加速。QCM和EIS结果显示,2-PI对NaCl引发的铜大气腐蚀抑制效果随温度的升高而增强。然而,2-PI在腐蚀铜表面的吸附量明显高于洁净铜表面,可能是因为粗糙的腐蚀产物层通过毛细管凝聚机制吸附截留大量的2-PI分子。为了避免铜腐蚀造成质量的增加,本文在干燥除氧的氩气氛围中研究了 2-PI在洁净铜表面的纯吸附行为,由于缺乏腐蚀产物,2-PI在铜表面的吸附符合拟一级动力学吸附模型。通过溶胶凝胶法和后固化工艺,在电路板上制备了氟化二氧化硅基超疏水涂层,它展现了高接触角158°和低滚动角3°。耐候性测试显示:超疏水涂层不仅具有优异的防水和自清洁能力,甚至在紫外照射和强酸/碱溶液中均展现了一定的防护能力。进一步的电化学测试表明超疏水处理的铜、锡试样在1 wt%的氯化钠溶液中均展现了卓越的耐蚀性,抑制效率分别为99.6%和98.7%。此外,相较于常规的三防漆涂层（>100μm）,该超疏水涂层具有极薄的特点（～2 μm）,有利于底下电子元器件的散热。该超疏水涂层有望取代三防漆来提升电路板的耐候性。最后,对上述传感器进行野外大气腐蚀检验,结果表明铜的电阻式腐蚀监测仪测量的腐蚀速率与腐蚀挂片的失重数据具有较强的相关性。电阻式腐蚀监测仪还在虎门二桥主缆的气夹和海上升压站的电控系统里实现了工程化的应用,用于电子设备在海洋大气中的服役可靠性监测和故障预警。
方金辉[10]（2020）在《NiCo2O4中间层修饰的钯/泡沫镍电极对2,4-二氯苯氧乙酸电催化还原脱氯研究》文中提出氯代有机物常作为除草剂、植物生长调节剂和化工原料等广泛应用于农业、化工、生物医药等行业,具有难降解性、生物累积性、高毒性和长距离迁移等特性,一旦进入环境,对土壤、地表水及地下水会造成严重的危害。2,4-二氯苯氧乙酸（2,4-D）作为一种典型的氯代有机物,其毒性主要由氯取代基官能团所决定。因此研究2,4-D的脱氯行为对于环境保护领域和其他相关领域都具有极其重大的意义和价值。其中,电催化还原脱氯法由于其绿色高效、成本低廉和无二次污染等优点广受国内外学者研究,因此,开发一种新型高效的低成本阴极催化材料和探究其脱氯机制成了研究重点。本论文采用添加NiCo2O4纳米片中间层修饰Pd/Ni foam电极,借助多种表征方法:如掠入射X射线衍射（GIXRD）、场发射扫描电子显微镜（FE-SEM）和透射电子显微镜/高分辨透射电子显微镜（TEM/HRTEM）对电极进行物理化学性能分析。利用原子吸收分光光度计测得电极表面的Pd负载量为0.68 mg。由于活性氢的产生与迁移在脱氯过程中十分重要,因此,本文采用密度泛函理论（DFT）,分别计算了Pd（111）、NiCo2O4（311）和ML Pd-NiCo2O4（311）三个不同表面的氢结合能（HBE）。Pd（111）和ML Pd-NiCo2O4（311）上相似的HBE值预示了NiCo2O4中间层修饰的Pd/Ni foam电极在保留Pd/Ni foam电极脱氯活性的前提下降低贵金属Pd的可能性。将制备的复合电极作为阴极应用于电催化还原脱氯2,4-D。当施加的阴极电位为-1.0 V时,电催化还原脱氯75 min后,Pd/Ni foam电极的2,4-D去除率为17.1%,而采用相同Pd载量的Pd/NiCo2O4/Ni foam电极,具有更高的脱氯效率,其2,4-D去除率为97.6%。Pd/NiCo2O4/Ni foam电极在-1.0 V条件下反应60 min,达到最大电流效率,为5.2%。另外,将电极连续循环五次脱氯反应后保持高活性,实验表明电极稳定性能良好。对比Pd/Ni电极用于脱氯的Pd载量,实验表明NiCo2O4中间层的引入有利于节约电极成本。通过对电极脱氯效率及中间产物分析,推断Pd/NiCo2O4/Ni foam电极的脱氯机理是由生成的吸附活性H*ads攻击2,4-D的间接电催化还原脱氯过程,另外脱氯途径主要为2,4-D首先生成一氯中间体o-CPA,再由o-CPA进一步脱氯生成无氯的最终产物PA这一过程。此外,还探究了阴极电位、反应温度、反应初始2,4-D浓度和反应液初始p H对Pd/NiCo2O4/Ni foam电极应用于电催化还原脱氯的影响。
二、利用气相水还原法,进行PCB污染物处理（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、利用气相水还原法,进行PCB污染物处理（论文提纲范文）
（1）改性纳米零价铁去除地下水中多氯联苯和铬复合污染的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水中多氯联苯和六价铬污染现状 |
| 1.1.1 地下水资源现状 |
| 1.1.2 地下水中多氯联苯污染现状 |
| 1.1.3 地下水中六价铬污染现状 |
| 1.2 水体中多氯联苯和六价铬修复技术 |
| 1.2.1 水体中多氯联苯污染的修复技术 |
| 1.2.2 水体中六价铬污染修复技术 |
| 1.3 纳米零价铁去除多氯联苯和重金属的研究 |
| 1.3.1 还原金属去除污染物的发展 |
| 1.3.2 纳米零价铁制备及改性研究 |
| 1.3.3 纳米零价铁去除多氯联苯和六价铬的研究现状 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 纳米铁材料的制备及改性 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 纳米铁制备影响因素探究 |
| 2.2.1 制备条件对纳米铁产量的影响分析 |
| 2.2.2 制备条件对纳米铁沉降体积影响分析 |
| 2.2.3 纳米铁样品的表征 |
| 2.3 纳米铁的金属改性及海藻酸钠包覆 |
| 2.3.1 纳米铁金属改性方法 |
| 2.3.2 纳米铁的海藻酸钠包覆 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 海藻酸钠包覆镍改性纳米铁对四氯联苯的去除研究 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2 不同纳米铁材料对PCB77 的去除 |
| 3.2.1 不同纳米铁材料对PCB77 的去除实验设计 |
| 3.2.2 不同纳米铁材料对PCB77 的去除效果分析 |
| 3.3 不同反应条件下SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.3.1 不同SA-Ni/nZVI投加量下SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.3.2 不同初始PCB77 浓度下SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.3.3 不同反应温度下SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.3.4 不同初始pH下 SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.4 多因素条件下SA-Ni/nZVI对 PCB77 的去除 |
| 3.4.1 多因素条件下影响SA-Ni/nZVI去除PCB77 的因素分析 |
| 3.4.2 多因素条件下影响上清液总铁浓度的因素分析 |
| 3.4.3 多因素条件下影响上清液镍浓度的因素分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 海藻酸钠包覆纳米铁对六价铬的去除研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2 不同制备材料对六价铬的去除 |
| 4.2.1 不同材料去除六价铬的实验设计 |
| 4.2.2 不同材料去除六价铬的效果分析 |
| 4.3 不同反应条件下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.3.1 不同SA-nZVI材料投加量下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.3.2 不同初始六价铬浓度下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.3.3 不同初始pH下 SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.3.4 不同反应温度下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.4 SA-nZVI陈化时间、再次利用和包覆量对去除六价铬的影响 |
| 4.4.1 不同材料陈化时间下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.4.2 不同纳米铁包覆量下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.4.3 SA-nZVI材料再次利用对六价铬的去除 |
| 4.5 多因素条件下SA-nZVI对六价铬的去除 |
| 4.5.1 多因素条件下影响SA-nZVI去除六价铬的因素分析 |
| 4.5.2 多因素条件下影响上清液总铁浓度的因素分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 海藻酸钠包覆镍改性纳米铁对四氯联苯和六价铬复合污染的去除研究 |
| 5.1 复合污染条件下影响PCB77 去除的因素分析 |
| 5.2 复合污染条件下影响六价铬去除的因素分析 |
| 5.3 复合污染条件下影响上清液总铁浓度的因素分析 |
| 5.4 复合污染条件下影响上清液镍浓度的因素分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 攻读硕士学位期间论文发表 |
（2）钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含氯有机物的性质、应用与危害 |
| 1.2.1 含氯有机物的性质 |
| 1.2.2 含氯有机物的应用 |
| 1.2.3 含氯有机物的危害 |
| 1.3 含氯有机物的常见控制技术 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 物理法 |
| 1.3.3 化学法 |
| 1.4 含氯有机物的电化学处理技术 |
| 1.4.1 电催化氧化技术 |
| 1.4.2 电催化还原技术 |
| 1.5 电极的催化材料及载体 |
| 1.5.1 电极催化材料 |
| 1.5.2 电极载体 |
| 1.6 钯/碳粒子电极的应用潜力 |
| 1.7 本文研究目的和意义 |
| 1.8 主要研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 主要研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 主要实验仪器、耗材及药品试剂 |
| 2.2 主要实验方法 |
| 2.2.1 催化电极制备方法 |
| 2.2.2 活性实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 样品测试分析方法 |
| 2.3.2 电极表征方法 |
| 2.3.3 电极电化学性能表征方法 |
| 2.3.4 DFT模拟计算方法 |
| 3 钯/碳粒子电极的构建及电催化脱氯活性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 Pd/GAC粒子电极的理化性质 |
| 3.3 Pd/GAC粒子电极的单因子影响实验 |
| 3.3.1 催化剂Pd使用量的影响 |
| 3.3.2 工作电流大小的影响 |
| 3.3.3 阴极室反应液初始p H的影响 |
| 3.3.4 阴极室反应液电解质浓度的影响 |
| 3.4 Pd/GAC粒子电极的电催化脱氯活性 |
| 3.5 Pd/GAC粒子电极的电催化脱氯机制 |
| 3.6 Pd/GAC粒子电极的应用潜力分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 钯/碳粒子电极吸附特性对电催化脱氯影响研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 各钯/碳粒子电极理化性质的差异分析 |
| 4.3 各钯/碳粒子电极电催化活性的差异分析 |
| 4.4 各钯/碳粒子电极吸附性能的差异分析 |
| 4.5 吸附对钯/碳粒子电极电催化脱氯的促进作用 |
| 4.6 典型钯/碳粒子电极的稳定性测试 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 CTAB修饰强化钯/碳粒子电极电催化脱氯研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 CTAB对钯/碳粒子电极理化性质的影响分析 |
| 5.3 CTAB对钯/碳粒子电极催化效率的影响分析 |
| 5.4 CTAB对钯/碳粒子电极吸附性能的影响分析 |
| 5.5 CTAB对钯/碳粒子电极电化学性能的影响分析 |
| 5.6 CTAB修饰钯/碳粒子电极的吸附性能DFT分析 |
| 5.7 CTAB修饰钯/碳粒子电极的稳定性分析 |
| 5.8 钯/碳粒子电极的吸附-电催化脱氯机制 |
| 5.9 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（3）纳米零价铁/纳米零价铁负载活性炭去除有机氯污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 对氯苯酚的研究现状 |
| 1.2.1 对氯苯酚的性质、来源和危害 |
| 1.2.2 对氯苯酚的处理方法 |
| 1.3 多氯联苯研究现状 |
| 1.3.1 多氯联苯的性质、来源和危害 |
| 1.3.2 多氯联苯的处理方法 |
| 1.4 纳米零价铁还原降解有机氯化物 |
| 1.4.1 纳米零价铁的制备与应用 |
| 1.4.2 纳米零价铁负载活性炭 |
| 1.5 课题研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的制备 |
| 2.2.1 纳米零价铁的制备 |
| 2.2.2 纳米零价铁负载活性炭的制备 |
| 2.2.3 材料的表征 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 对氯苯酚的去除实验和计算方法 |
| 2.3.2 沉积物微环境中多氯联苯的降解 |
| 2.3.3 多氯联苯的提取、纯化与检测 |
| 2.3.4 Fe~(2+)浓度检测 |
| 2.3.5 微生物高通量测序 |
| 2.3.6 微生物实时荧光定量PCR技术 |
| 第三章 纳米零价铁去除水中对氯苯酚 |
| 3.1 纳米零价铁的表征 |
| 3.1.1 粒径分布 |
| 3.1.2 SEM-EDS分析 |
| 3.1.3 XRD分析 |
| 3.2 纳米零价铁去除对氯苯酚的影响因素及其反应动力学 |
| 3.2.1 纳米零价铁投加量的影响 |
| 3.2.2 对氯苯酚初始浓度的影响 |
| 3.2.3 初始pH的影响 |
| 3.2.4 自制nZVI与商品nZVI分别与对氯苯酚反应 |
| 3.2.5 对氯苯酚及苯酚随时间的变化及质量守恒 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 纳米零价铁负载活性炭去除水中对氯苯酚 |
| 4.1 纳米零价铁负载活性炭的表征 |
| 4.1.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.1.2 比表面积和孔径分布 |
| 4.1.3 Zeta电位 |
| 4.1.4 表面形貌 |
| 4.2 纳米零价铁负载活性炭去除对氯苯酚的反应动力学及其影响因素 |
| 4.2.1 吸附/还原去除对氯苯酚 |
| 4.2.2 动力学 |
| 4.2.3 类吸附等温线 |
| 4.2.4 对氯苯酚初始浓度 |
| 4.2.5 初始pH |
| 4.2.6 nZVI/GAC去除对氯苯酚的机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 沉积物微环境中多氯联苯脱氯的强化 |
| 5.1 太湖沉积物理化性质 |
| 5.2 反应微环境中的Fe~(2+)浓度变化 |
| 5.3 沉积物微环境中的多氯联苯 |
| 5.3.1 多氯联苯总量变化 |
| 5.3.2 多氯联苯母体浓度变化 |
| 5.3.3 多氯联苯的脱氯产物和路径 |
| 5.4 沉积物微环境中微生物群落解析 |
| 5.4.1 测序数据与OTU统计分析 |
| 5.4.2 微生物多样性评估 |
| 5.4.3 细菌群落结构分析 |
| 5.5 相关微生物/基因解析 |
| 5.5.1 Bacteria16S rRNA基因 |
| 5.5.2 Dehalococcoides16S rRNA基因 |
| 5.5.3 rdh12、pcbA4和pcbA5还原脱卤酶 |
| 5.6 讨论 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果 |
| 发表论文 |
| 参考文献 |
（4）物理法从废线路板中回收铜合金粉末新技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 废线路板的资源性及其循环利用 |
| 1.2.1 废线路板的资源性 |
| 1.2.2 废线路板的资源循环利用 |
| 1.3 废线路板非金属物料(NMFs)的再生利用 |
| 1.4 废线路板中金属的主流回收技术 |
| 1.4.1 火法处理技术 |
| 1.4.2 湿法冶金处理技术 |
| 1.4.3 生物浸出技术 |
| 1.4.4 物理机械处理技术 |
| 1.4.5 组合法回收技术 |
| 1.5 铜及铜合金粉末的制备工艺 |
| 1.6 本论文的研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 课题来源 |
| 第二章 废线路板金属富集体的物性分析 |
| 2.1 物料来源 |
| 2.2 化学成分分析 |
| 2.3 物料的元素赋存状态及物相嵌布特征分析 |
| 2.4 金属富集体中Cu、Sn和 Pb的资源化利用 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 金属富集体物料的预处理除杂工艺 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 金属富集体颗粒的磁选 |
| 3.2.1 磁选工艺原理及分析 |
| 3.2.2 磁选处理废线路板金属富集体颗粒 |
| 3.2.3 磁选试验结果与讨论 |
| 3.3 非磁性金属富集体颗粒的破碎 |
| 3.3.1 冲击破碎工艺原理及分析 |
| 3.3.2 冲击破碎处理非磁性金属富集体颗粒 |
| 3.3.3 冲击破碎试验结果与讨论 |
| 3.4 摇床分选升级处理 |
| 3.4.1 摇床分选工艺的可行性分析 |
| 3.4.2 摇床分选升级处理金属富集体颗粒 |
| 3.4.3 摇床分选试验结果与讨论 |
| 3.5 预处理除杂效果评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 球磨-筛分富集Cu的工艺 |
| 4.1 球磨-筛分工艺原理及分析 |
| 4.2 球磨-筛分处理金属富集体颗粒 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 金属富集体破碎粒度分布研究 |
| 4.3.2 精矿中金属Cu、Sn和 Pb的品位及回收率研究 |
| 4.3.3 尾矿中金属Cu、Sn和 Pb的品位及回收率研究 |
| 4.3.4 球磨-筛分处理对Cu、Sn和 Pb的富集效果 |
| 4.3.5 球磨-筛分产物的物相分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 片状富Cu颗粒的粉末细化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 片状富Cu颗粒的粉末细化工艺分析 |
| 5.3 球磨细化片状富Cu颗粒 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 球磨介质对片状富Cu颗粒细化过程的影响 |
| 5.4.2 富Cu颗粒细化过程中的粒径演变规律 |
| 5.4.3 富Cu颗粒细化过程中的形貌演变规律 |
| 5.4.4 富Cu颗粒细化过程中的物相演变规律 |
| 5.4.5 富Cu颗粒的细化机制 |
| 5.4.6 再生铜合金粉末的晶粒微观特征 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 再生铜合金粉末的应用及工艺评价 |
| 6.1 材料制备 |
| 6.2 性能测试与分析 |
| 6.2.1 块体材料的密度 |
| 6.2.2 布氏硬度 |
| 6.2.3 室温压缩性能 |
| 6.2.4 摩擦磨损性能 |
| 6.3 工艺流程总评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）模拟沉积物黑碳对纳米零价铁/钯降解PCB1的影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景和研究意义 |
| 1.2 多氯联苯污染现状及其修复技术 |
| 1.2.1 多氯联苯的性质、应用及危害 |
| 1.2.2 沉积物中多氯联苯的污染现状 |
| 1.2.3 多氯联苯污染的主要修复技术 |
| 1.3 纳米零价铁去除多氯联苯的研究进展 |
| 1.3.1 纳米零价铁的制备方法 |
| 1.3.2 纳米零价铁去除多氯联苯的研究现状 |
| 1.3.3 纳米零价铁去除多氯联苯的机理 |
| 1.4 黑碳对沉积物中多氯联苯降解的影响 |
| 1.4.1 黑碳的来源和性质 |
| 1.4.2 黑碳对多氯联苯吸附-解吸的影响 |
| 1.4.3 黑碳的电子传递作用 |
| 1.4.4 黑碳对纳米零价铁降解多氯联苯的影响机理 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 黑碳对PCB1的吸附-解吸研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 黑碳的制备 |
| 2.2.3 黑碳的表征 |
| 2.2.4 黑碳对PCB1的吸附-解吸实验 |
| 2.2.5 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黑碳的表征结果 |
| 2.3.2 PCB1的吸附动力学 |
| 2.3.3 PCB1的吸附等温线 |
| 2.3.4 PCB1的解吸动力学 |
| 2.3.5 吸附-解吸机理分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 纳米零价铁/钯对黑碳上吸附的PCB1的降解研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 纳米零价铁材料的制备与表征 |
| 3.2.3 nZVI和 nZVI/Pd对 PCB1 的降解效果对比实验 |
| 3.2.4 nZVI/Pd添加量对PCB1 降解的影响实验 |
| 3.2.5 PCB1的降解动力学实验 |
| 3.2.6 残留PCB1的解吸动力学实验 |
| 3.2.7 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nZVI与 nZVI/Pd的表征 |
| 3.3.2 nZVI与 nZVI/Pd对 PCB1 的降解效果对比 |
| 3.3.3 nZVI/Pd添加量对PCB1 降解的影响 |
| 3.3.4 PCB1的降解动力学 |
| 3.3.5 Fe~(2+)、Fe~(3+)以及总Fe的变化 |
| 3.3.6 pH的变化 |
| 3.3.7 BP的变化 |
| 3.3.8 降解前后PCB1吸附形态与占比的变化 |
| 3.3.9 降解机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 纳米零价铁/钯对黑碳-沉积物体系中PCB1的降解研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 供试沉积物的理化性质 |
| 4.2.3 黑碳-沉积物体系的制备 |
| 4.2.4 黑碳-沉积物体系对PCB1的吸附等温线实验 |
| 4.2.5 黑碳-沉积物体系中PCB1的解吸动力学实验 |
| 4.2.6 nZVI/Pd降解黑碳-沉积物体系中PCB1 实验 |
| 4.2.7 黑碳-沉积物体系中残留PCB1的解吸动力学实验 |
| 4.2.8 黑碳-沉积物中PCB1的提取方法 |
| 4.2.9 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PCB1在黑碳-沉积物体系上的吸附行为 |
| 4.3.2 黑碳-沉积物体系对PCB1的解吸动力学 |
| 4.3.3 nZVI/Pd对黑碳-沉积物体系中PCB1 的降解效果 |
| 4.3.4 残留PCB1的吸附形态 |
| 4.3.5 沉积物中黑碳对PCB1降解影响的机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 缩略词对照表 |
| 表索引 |
| 图索引 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士学位期间主要的研究成果 |
（6）三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染现状 |
| 1.3 土壤中多氯联苯修复技术 |
| 1.4 高铁酸钾概述 |
| 1.5 白腐真菌在土壤修复中应用 |
| 1.6 研究意义、内容及技术路线 |
| 2 实验材料与分析检测方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法的确立 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同表面活性剂对土壤中PCB138洗脱研究 |
| 3.1 表面活性剂CMC值测定 |
| 3.2 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱 |
| 3.3 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高铁酸钾与白腐真菌对洗脱液及土壤中PCB138降解研究 |
| 4.1 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.2 高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解动力学研究 |
| 4.3 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解影响因素分析 |
| 4.4 白腐真菌对洗脱后土壤中PCB138降解分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）锌钯还原降解多溴联苯醚的影响因素和机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多溴联苯醚简介 |
| 1.1.1 多溴联苯醚的理化性质 |
| 1.1.2 多溴联苯醚的毒性 |
| 1.1.3 多溴联苯醚的环境分布 |
| 1.2 多溴联苯醚的污染控制技术 |
| 1.2.1 光降解和光催化降解技术 |
| 1.2.2 微生物降解技术 |
| 1.2.3 金属及双金属降解技术 |
| 1.2.4 其它降解技术 |
| 1.3 研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 Pd/ZVZ双金属的制备与表征 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 锌钯双金属的制备 |
| 2.3 Pd/ZVZ和 ZVZ的表征 |
| 第三章 Pd/ZVZ双金属降解多溴联苯醚影响因素的探究 |
| 3.1 实验仪器及试剂 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 Pd/ZVZ中Pd负载量对BDE-47降解的影响 |
| 3.2.2 Pd/ZVZ投加量对BDE-47降解的影响 |
| 3.2.3 系统pH对Pd/ZVZ和ZVZ降解BDE-47时的影响 |
| 3.2.4 溴代数目对Pd/ZVZ和 ZVZ降解PBDEs的影响探究 |
| 3.2.5 老化时间对Pd/ZVZ降解BDE-47 的影响探究 |
| 3.2.6 溶液中Br元素的检测 |
| 3.2.7 本章小结 |
| 第四章 Pd/ZVZ系统中多溴联苯醚脱溴路径的探究 |
| 4.1 实验仪器和试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 PBDEs的降解实验 |
| 4.2.2 检测方法 |
| 4.3 纯水中Pd/ZVZ降解PBDEs机理 |
| 4.3.1 Pd/ZVZ和 ZVZ降解BDEs路径对比 |
| 4.3.2 Pd/ZVZ降解BDE-47 的特征产物的生成 |
| 4.3.3 Pd/ZVZ系统中其它三溴联苯醚的脱溴路径 |
| 4.4 低pH系统中Pd/ZVZ降解PBDEs机理的探究 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 研究结论 |
| 研究特色与创新 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 联苯与多氯联苯概况 |
| 1.1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.2 PCBs的危害 |
| 1.1.3 PCBs治理方法 |
| 1.1.4 PCBs检测方法 |
| 1.2 红树林系统概述 |
| 1.2.1 红树林研究进展 |
| 1.2.2 湛江红树林概况 |
| 1.2.3 湛江红树林生态系统 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 2 湛江红树林底泥微生物组学研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 红树林底泥理化因子测定 |
| 2.1.4 红树林底泥细菌基因组DNA提取 |
| 2.1.5 PCR扩增 |
| 2.1.6 Miseq文库构建 |
| 2.1.7 测序及数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 底泥样品理化指标 |
| 2.2.2 生物信息学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 红树林底泥理化指标随潮带环境变化 |
| 2.3.2 红树林底泥微生物结构与酸碱度有关 |
| 2.4 小结 |
| 3 多氯联苯降解菌的分离鉴定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验所用培养基 |
| 3.1.2 仪器 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 PCBs降解菌的富集与筛选 |
| 3.1.5 菌种保存 |
| 3.1.6 菌种鉴定 |
| 3.1.7 PCR扩增 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PCBs降解菌的传代与分离 |
| 3.2.2 PCBs降解菌的鉴定 |
| 3.2.3 PCR结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 PCBs降解菌的分离鉴定 |
| 3.3.2 降解菌与特异性引物的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 多氯联苯微生物降解体系的验证 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂 |
| 4.1.2 休眠细胞的制备 |
| 4.1.3 4-氯联苯的出峰时间的确定 |
| 4.1.4 4-氯联苯降解验证体系 |
| 4.1.5 PCBs定量检测 |
| 4.1.6 GC-MS条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 PCBs3标准图 |
| 4.2.2 不同浓度菌株的降解效果 |
| 4.2.3 不同时期PCBs残留率 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（9）电子铜材在模拟海洋大气中的腐蚀与防护及监测技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 铜大气腐蚀概述 |
| 1.2.1 铜的大气腐蚀成因 |
| 1.2.2 铜的大气腐蚀机制 |
| 1.2.3 主要影响因素 |
| 1.3 铜大气腐蚀研究方法 |
| 1.3.1 户外暴露试验 |
| 1.3.2 室内加速试验 |
| 1.3.3 实验室测试方法 |
| 1.3.4 现场监测方法 |
| 1.4 铜的大气腐蚀研究进展 |
| 1.4.1 盐粒对铜初期大气腐蚀的影响 |
| 1.4.2 微观分析在铜大气腐蚀中的应用 |
| 1.5 气相缓蚀剂抑制铜大气腐蚀的研究进展 |
| 1.6 选题意义与研究内容 |
| 1.6.1 选题目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 论文创新点 |
| 1.8 参考文献 |
| 2 实验内容和测试方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 基体表面处理 |
| 2.2.1 基体预处理 |
| 2.2.2 磁控溅射镀铜 |
| 2.3 实验测试方法 |
| 2.3.1 干湿循环和高低温交替实验 |
| 2.3.2 涂层性能测试 |
| 2.4 材料形貌表征及成分分析 |
| 2.4.1 材料表面形貌及微结构表征 |
| 2.4.2 化学及物相分析 |
| 2.5 大气腐蚀测量技术 |
| 2.5.1 电化学阻抗传感器 |
| 2.5.2 薄膜电阻传感器 |
| 2.5.3 石英晶体微天平 |
| 2.6 参考文献 |
| 3 铜的大气腐蚀与表面凝露监测研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 电化学阻抗传感器的制备 |
| 3.2.2 薄液膜的凝结与蒸发过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 液膜凝聚过程的阻抗变化 |
| 3.3.2 液膜蒸发过程的阻抗变化 |
| 3.3.3 干湿循环过程的阻抗变化 |
| 3.3.4 高低温交替过程的阻抗变化 |
| 3.3.5 薄液膜厚度数值的估算模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 3.5 参考文献 |
| 4 基于TER传感器研究铜的大气腐蚀与缓蚀控制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 TER腐蚀传感器 |
| 4.2.2 腐蚀速率计算 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 湿度的影响 |
| 4.3.2 温度的影响 |
| 4.3.3 盐沉积量的影响 |
| 4.3.4 2-PI的缓蚀效率 |
| 4.3.5 腐蚀产物对2-PI缓蚀效率的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 4.5 参考文献 |
| 5 基于QCM研究2-PI对铜大气腐蚀的缓蚀机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验装置 |
| 5.2.2 实验内容 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 QCM增重曲线研究 |
| 5.3.2 电化学阻抗谱的测量 |
| 5.3.3 腐蚀形貌及成分分析 |
| 5.3.4 铜的初期腐蚀动力学 |
| 5.3.5 2-PI的吸附动力学 |
| 5.3.6 2-PI的缓蚀机制 |
| 5.3.7 2-PI的量子化学计算 |
| 5.4 本章小结 |
| 5.5 参考文献 |
| 6 电路保护板用超疏水涂层的合成与性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 涂层制备方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 超疏水涂层的制备 |
| 6.3.2 超疏水涂层的性能表征 |
| 6.3.3 超疏水涂层的耐候性 |
| 6.4 本章小结 |
| 6.5 参考文献 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 8 后记——大气腐蚀监测现场应用主要结论 |
| 8.1 野外大气腐蚀测试 |
| 8.2 野外大气环境试验 |
| 8.3 工程化应用 |
| 致谢 |
| 附录 Ⅰ 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（10）NiCo2O4中间层修饰的钯/泡沫镍电极对2,4-二氯苯氧乙酸电催化还原脱氯研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 2 ,4-二氯苯氧乙酸的性质、危害以及污染现状 |
| 1.3 氯代有机污染物的处理技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 电化学法处理技术 |
| 1.4.1 电化学氧化法 |
| 1.4.2 电化学还原法 |
| 1.5 常见的含氯有机物脱氯途径 |
| 1.6 负载主催化剂钯的方法 |
| 1.6.1 化学沉积法 |
| 1.6.2 电化学沉积法 |
| 1.7 助催化材料对电极的修饰 |
| 1.8 研究目的和内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验主要试剂 |
| 2.1.2 实验主要仪器 |
| 2.2 实验方法及反应装置 |
| 2.2.1 储备液配制 |
| 2.2.2 2,4-D标准溶液配制 |
| 2.2.3 标准曲线绘制 |
| 2.2.4 电极制备 |
| 2.2.5 电催化还原脱氯实验 |
| 2.2.6 2,4-D及其产物检测方法 |
| 2.2.7 电流效率计算方法 |
| 2.3 电极物理化学性能表征 |
| 2.3.1 掠入射X射线衍射(GIXRD) |
| 2.3.2 场发射扫描电子显微镜(FE-SEM) |
| 2.3.3 透射电子显微镜和高分辨透射电子显微镜(TEM/HRTEM) |
| 2.3.4 电化学稳定性测试 |
| 2.3.5 电极表面的钯负载量分析 |
| 2.4 密度泛函理论(DFT)计算方法 |
| 第三章 钯/钴酸镍/泡沫镍电极对2,4-二氯苯氧乙酸电催化还原脱氯研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 电极的结构特性研究 |
| 3.2.1 GIXRD表征 |
| 3.2.2 FE-SEM表征 |
| 3.2.3 TEM/HRTEM表征 |
| 3.3 密度泛函理论(DFT)计算结果 |
| 3.4 电极电催化脱氯性能研究 |
| 3.4.1 电极的活性和选择性 |
| 3.4.2 电流效率 |
| 3.4.3 电极稳定性测试 |
| 3.4.4 NiCo_2O_4中间层有利成本节约 |
| 3.5 脱氯机理研究 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 电催化还原脱氯性能的影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 脱氯性能影响因素 |
| 4.2.1 阴极电位影响 |
| 4.2.2 反应温度影响 |
| 4.2.3 2,4-D初始浓度影响 |
| 4.2.4 反应液初始pH影响 |
| 4.3 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 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 发明专利 |
| 学位论文数据集 |
四、利用气相水还原法,进行PCB污染物处理（论文参考文献）
- [1]改性纳米零价铁去除地下水中多氯联苯和铬复合污染的实验研究[D]. 李兴国. 山东建筑大学, 2021
- [2]钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究[D]. 周家盛. 浙江大学, 2021(01)
- [3]纳米零价铁/纳米零价铁负载活性炭去除有机氯污染物的研究[D]. 袁亚平. 东南大学, 2020
- [4]物理法从废线路板中回收铜合金粉末新技术研究[D]. 刘方方. 华南理工大学, 2020(01)
- [5]模拟沉积物黑碳对纳米零价铁/钯降解PCB1的影响研究[D]. 施珂珂. 浙江大学, 2020(02)
- [6]三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究[D]. 朱含露. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [7]锌钯还原降解多溴联苯醚的影响因素和机理的研究[D]. 徐永烨. 华南理工大学, 2020(02)
- [8]湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究[D]. 杨俊玲. 广东海洋大学, 2020(02)
- [9]电子铜材在模拟海洋大气中的腐蚀与防护及监测技术研究[D]. 万闪. 华中科技大学, 2020(02)
- [10]NiCo2O4中间层修饰的钯/泡沫镍电极对2,4-二氯苯氧乙酸电催化还原脱氯研究[D]. 方金辉. 浙江工业大学, 2020(03)