一、纳米级二氧化钛处理医院污水的研究（论文文献综述）
韩秀萍[1]（2021）在《锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究》文中研究指明目前,环境污染问题越来越受到人们的重视,特别是水体污染与人类生存息息相关。随着世界人口的增加和规模化养殖业的快速增多,全球抗生素消费量持续增长,导致大量的抗生素被排放到环境中,通过多种方式进入水体,造成严重的污染。光催化氧化技术能够将水体中的抗生素直接分解为二氧化碳、水或小分子物质,可避免抗生素在水体中存留过久而产生毒害。锑基材料和钛基材料均为宽禁带半导体材料,在紫外光照射下具有优良的光催化活性,但也存在带隙宽及光生电子-空穴对易复合等缺点,使其光催化降解效率不理想。本论文围绕水环境中抗生素残留的环境问题,较为系统地研究了光催化技术在这一领域的应用可行性,选择锑基和钛基光催化材料,通过形貌调控、稀土元素掺杂和半导体复合等方法对其进行改性,以罗丹明B（RhB）和几种抗生素为模型污染物,对所制样品的光催化性能进行评价,取得如下创新成果:1.以SbCl3为原料分别采用水热法和醇解法制备了斜方晶相和立方晶相Sb2O3光催化剂,探讨了不同晶相结构对光催化性能的影响。结果表明,紫外光照射150 min时,斜方晶相Sb2O3（Ⅱ）和立方晶相Sb2O3（Ⅰ）对RhB的降解率分别为57.01%和96.80%。立方晶相Sb2O3（Ⅰ）的光催化降解性能更优,将其用于盐酸左氧氟沙星（LVF）和磺胺吡啶（SPY）的光催化降解,紫外光照射150 min时,降解率分别为80.30%和66.16%。2.以Sb2O5和KSb（OH）6为锑源,以壳聚糖为形貌调控模板,分别制备了BaSb2O6（Ⅰ）、BaSb2O6（Ⅱ）、BaSb2O6（Ⅲ）、Pr-BaSb2O6和TrO2/BaSb2O6五种光催化剂。表征结果发现,这五种催化剂均为六方晶相结构,且具有不同的形貌,BaSb2O6（Ⅰ）为不规则颗粒状,大小40-50 nm;BaSb2O6（Ⅱ）为层状球形,直径约8μm:BaSb2O6（Ⅲ）为球状“花朵”型,直径约10μm;Pr-BaSb2O6为粒径60-80 nm分散的颗粒状:TiO2/BaSb2O6具有片层相互“交叉”形貌,粒径约800 nm。以壳聚糖为模板进行形貌调控时,BaSb2O6的比表面积由0.61 m2/g增大至101.75 m2/g,在相同条件下,对RhB的降解率由73.09%提高至83.07%。与BaSb2O6（Ⅱ）相比Pr-BaSb2O6的禁带宽度由4.70 eV减小为3.52 eV,对RhB的降解率由73.09%提高至94.02%。Pr-BaSb2O6对LVF、盐酸四环素（TCH）及磺胺嘧啶（SD）三种抗生素的降解率分别为从94%、90.84%和77.31%。与BaSb2O6（Ⅱ）相比,在相同条件下,TiO2/BaSb2O6光催化剂对RhB的降解率提高至94.46%。TiO2/BaSb2O6对LVF、TCH及SD三种抗生素表现出优异的光催化降解性能,降解率分别达100%、100%及98.21%。通过对降解液质谱检测分析,提出了LVF、TCH和SD三种抗生素的可能降解路径,并对TiO2/BaSb2O6光催化增强机理进行了探讨。3.以 KSb（OH）6为锑源,分别制备了 SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）和 Pr-SrSb2O5（H2O）4 两种光催化剂。结果表明,所制备的样品均具有立方晶相结构。以紫外光和可见光照射100 min时,SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）对 RhB 的降解率分别为 95.01%和 54.36%。与 SrSb2O5（H2O）4（Ⅱ）相比,Pr-SrSb2O5（H20）4的光催化性能有所提高,在相同条件下,对RhB的降解率分别为64.24%和98.91%。通过对降解液的质谱分析,提出了在紫外光照下Pr-SrSb2O5（H2O）4对的RhB降解途径。Pr-SrSb2O5（H2O）4对LVF、TCH、SD三种抗生素均表现出优异的光催化降解性能,紫外光照射100 min时,降解率分别为92.21%、93.32%和74.52%。4.以 KSb（OH）6 为锑源,分别制备了立方晶相的 CaSb2O5（OH）2（Ⅱ）和 Pr-CaSb2O5（OH）2光催化剂。结果表明,CaSb2O5（OH）2（Ⅱ）具有较大的比表面积（101.60 m2/g）,分别以紫外光和可见光照射100 min时,对RhB的降解率为96.64%和74.59%。与CaSb2O5（H2O）4（Ⅱ）相比,Pr-CaSb2O5（H2O）4的光催化降解性能有所提高,在相同条件下,对RhB的降解率分别为84.24%和98.29%。Pr-CaSb2O5（OH）2对LVF、TCH和SD三种抗生素也具有优异的光催化降解性能,紫外光照射100 min时,降解率分别为93.48%、98.65%和72.38%。通过对TCH降解液的质谱分析,提出了 Pr-CaSb2O5（OH）2对TCH的可能降解路径。5.以钛酸正丁酯和钨酸铵为前驱体,采用静电纺丝法分别制备了 TiO2纳米纤维和5%WO3/TiO2复合纤维,并将这两种光催化剂用于光催化降解RhB和制氢。实验结果表明,可见光照射180 min时,TiO2纳米纤维对RhB的降解率为71.70%;紫外光照射5 h时,产氢量为321.3 μmol。与TiO2纳米纤维相比,5%WO3/TiO2复合纤维的光催化性能有显着增强,在相同条件下,5%WO3/TiO2复合纤维对RhB的降解率为95.40%,产氢量为464.5μmol,对 LVF、TCH 和 SD 的降解率分别为 86.94%、79.84%和 66.31%。根据 UV-vis DRS数据结合光催化实验结果,提出了 5%WO3/TiO2复合纤维的光催化活性增强机理。
王颖[2]（2020）在《Ag3PO4基光催化剂的制备及在制药废水处理中的应用》文中研究表明制药工业原料成分复杂、生产工艺和合成路线各不相同,产品种类繁多。不同制药技术产生的废水各有特点:（1）生物制药废水。由高浓度抗生素废水为主,其水量波动大、碳氮比较低、浊度较高、硫酸盐浓度高、生物毒性和色度较高;（2）化学制药废水。成分单一,营养缺乏,含盐量较高,难生物降解,对生物有毒害作用;（3）中成药废水。含糖、有机色素、蒽醌、碱、纤维素、木质素以及其他有机物。这些污染物排放到水体后,残留时间较长,难以分解且多数具有较强毒性,能通过食物链积累、富集,最终进入人体,造成危害。制药废水处理方法主要有物理吸附法、生物降解法和化学氧化法,但是物理吸附法消耗成本较高,对环境容易造成二次污染,而生物降解法消耗时间较长,且生物驯化困难。因此,可以短时间降解制药类废水,能反复利用、无二次污染且无毒、无害、无腐蚀性的光催化氧化技术具有常规处理方法无法比拟的魅力,是一种具有广阔应用前景的绿色环保治理技术。磷酸银（Ag3PO4）作为可见光驱动的半导体光催化剂,具有出色的光氧化能力,在水解产氧和降解有机污染物方面具有较高的催化特性。以硝酸银（AgNO3）为电子捕获剂,可见光照射下光催化分解水产氧时的量子效率高达90%,是传统催化剂二氧化钛（TiO2）无法比拟的。Ag3PO4微溶于水,且在光催化过程中容易发生光腐蚀,影响Ag3PO4的光催化能力和稳定性。因此,本论文以Ag3PO4为基础材料,通过三种方法改性Ag3PO4得到三类Ag3PO4基催化剂。通过光催化技术处理制药类废水,Ag3PO4基光催化剂的降解性能和稳定性有所提高,同时,改善了Ag3PO4的光腐蚀缺陷,解决了Ag3PO4回收效率低的问题,揭示了光催化降解四环素可能存在的路径和光催化机理。进一步探究对比了三类体系的Ag3PO4基光催化剂处理模拟制药废水和实际制药厂废水的能力。得出以下主要结论:（1）采用两步法合成了Ti3+掺杂的二氧化钛纳米管（TNTs）和Ag3PO4量子点复合纳米光催化剂。考察催化剂的制备条件和降解条件对光催化降解四环素的影响,并探究降解过程中存在的活性物质和降解机理。结果显示,以硼氢化钠（NaBH4）为还原剂,通过高温煅烧还原TNTs,成功地将Ti3+引入TNTs中,增强TNTs对四环素的的吸附能力和对光的吸收性能。进一步采用沉淀法在还原性二氧化钛纳米管表面沉积了Ag3PO4量子点,其粒径尺寸约为5 nm。当Ti3+-TNTs和Ag3PO4的质量比为1/3,还原温度为300 oC,四环素初始浓度为5.0 mg·L-1,催化剂投加量为0.50 g?L-1,pH=3时,降解四环素性能最优,在光照3 min时四环素去除率为90%。Ti3+-TNTs对Ag3PO4的掺杂增强了Ag3PO4光催化稳定性,最佳条件下4次循环实验周期后四环素的去除率从90%降到80%左右,和单独Ag3PO4光催化相比稳定性有所提高。光催化降解过程中,单质Ag0的形成促进“Z”型异质结体系产生更多的活性自由基,同时促进光生电子和空穴的分离,达到快速降解四环素的目的,催化剂的电化学性能分析进一步证明了这一点。（2）以FeCl3为氯和铁源,采用原位离子交换和浸渍法一锅制备了三元Ag3PO4/AgCl/Fe（III）复合光催化剂。考察催化剂制备条件对四环素降解性能的影响,探究光催化过程中存在的活性物质和光催化机理。结果表明:AgCl和Fe（III）成功地负载到Ag3PO4表面,负载后Ag3PO4形貌和晶体结构都没有明显变化。当AgCl在复合物中的质量分数为5%,加热温度为55 oC,加热时间为110 min,四环素初始浓度为20.0 mg·L-1,催化剂投加量为0.50 g?L-1,pH=5.16时,Ag3PO4/AgCl/Fe（III）光催化降解四环素性能最佳,6 min时四环素的去除率为77%,此时的光催化降解速率常数为0.4580 min-1,是相同掺杂比Ag3PO4/AgCl和纯Ag3PO4降解速率常数的2.2和2.9倍。最佳条件下,Ag3PO4/AgCl/Fe（III）经过5个循环实验周期后对四环素的去除率从77%降到70%左右,和单独Ag3PO4光催化降解过程相比,催化剂稳定性更高。另一方面,AgCl的存在阻止了Ag3PO4的溶解,助催剂Fe（III）的掺杂可以促进光生电子转移至Fe（III）表面,减少Ag3PO4光腐蚀的发生。同时,Ag3PO4/AgCl/Fe（III）中存在的异质结结构和助催剂Fe（III）的循环利用促进光生电子和空穴的分离,有效提高复合材料的光催化性能。（3）基于半导体Ag3PO4在光催化降解后回收率只有25%,对后续循环利用造成不便。本论文提出一种通过负载磁性载体,在解决回收利用问题的同时提高光催化性能的新思路。通过水热法（HT）和溶剂热法（ST）制备不同性质的铁酸锡（SnFe2O4）磁性材料,在碱性银氨溶液（Ag（NH3）2+）中带负电的磁性SnFe2O4颗粒吸附带正电的Ag+离子,进一步通过沉淀法制备磁性SnFe2O4/Ag3PO4复合光催化剂。考察不同掺杂比对四环素降解性能的影响,并探究其光催化机理。结果表明,溶剂热法制备的SnFe2O4光催化降解性能优于水热法准备的SnFe2O4。当质量比Sn/Ag（ST）为1:5,四环素初始浓度为10.0 mg?L-1,催化剂投加量为0.50 g?L-1,pH=5.16时,光催化降解四环素性能最佳,8 min内四环素去除率为80%,降解速率常数为0.3088 min-1,分别是此条件下水热法制备的Sn/Ag=1:5（HT）和纯Ag3PO4降解速率常数的1.5倍和2倍。循环实验结果表明磁性SnFe2O4的负载促进Ag3PO4的光催化稳定性,经5个实验周期后,Sn/Ag=1:5（ST）对四环素的去除率从80%降到62%,远高于单独Ag3PO4的稳定性。光催化降解结束后,通过外加磁场作用迅速分离磁性催化剂,回收率达到95%,减少了Ag3PO4的损耗。SnFe2O4/Ag3PO4中存在的异质结结构促进光生电子和空穴的有效分离,且SnFe2O4的导带位置较高,突破Ag3PO4光催化过程中有效活性自由基产生的局限。（4）基于上述研究,本论文采用三种不同体系的Ag3PO4基光催化剂处理实验室模拟制药废水和实际制药厂废水。对比三种体系Ag3PO4基光催化剂在处理制药废水中的光催化性能。结果表明:三种不同体系的Ag3PO4基催化剂对三种药物的选择性降解顺序均为阿莫西林（AMO）>四环素（TC）>对乙酰氨酚（ACE）。其中,Ag3PO4/AgCl/Fe（III）处理实验室模拟制药废水的光催化降解能力优于其他两种催化剂,可能是助催剂Fe（III）可以直接利用光照激发的光生电子,较其他两种方式可以更加有效地缓解Ag3PO4光催化过程中存在的问题。根据处理单独和混合模拟制药废水结果可知,具有不同分子结构的药物降解效果不同,这可能与污染物吸附和催化活性等因素有关。混合模拟制药废水降解过程中,各组分存在一定的竞争作用。综上所述,本论文研究三种Ag3PO4光催化剂的改性方法,一定程度上缓解了Ag3PO4面临的光腐蚀和回收难等问题,为利用光催化技术处理制药废水提供一些新思路。
王彦卫[3]（2020）在《大连市某药厂水体有机污染物的光催化降解研究》文中进行了进一步梳理受人类活动的影响,水污染问题日益加剧。无法被自然降解的各类有机污染物通过食物网被不断累积和强化,损害生态环境和人身健康。因此,提升水污染处理率,应用“可持续”的水处理技术对区域水环境安全有着重要意义。光催化技术对于深度处理废水污染物有着巨大潜力。一些高活性、高选择性和高稳定性的半导体光催化材料被开发出来。氮化碳是其中的研究热点之一。基于大连水资源供需矛盾和水环境问题,使用实地调查法对大连某药厂的地下水进行取样、检测和水质评价。评价结果显示,研究区地下水埋深浅,水质等级为重污,多种水体污染物含量超标。对此,将光催化方法引入处理此区域的水污染问题中。首先,制备Yb2O3/g-C3N4、La2O3/g-C3N4和Ag-La2O3/g-C3N4系列复合光催化剂。然后,使用FESEM、TEM、EDS、XRD、FTIR、DRS、PL和XPS等技术对材料进行表征分析。证实所得材料均具有优异的结构和光化学性能。最后,使用复合材料对超标污染物进行降解。实验结果表明三个系列的材料均可作为稳定、高效的复合光催化剂,用于处理水体中有机污染物（如苯酚、盐酸四环素等）超标的问题。通过对照试验法,确定了在此光催化系统中,催化剂含量为2 g/L、反应溶液保持中性时降解效果达到最佳。电子空穴分离对光催化效果有重要意义。电子、空穴、超氧自由基及羟基自由基主导了光催化反应。Ag-La2O3/g-C3N4系列材料中Ag纳米晶的表面等离子共振（SPR）效应和“电子捕捉器”作用促进电子空穴分离,提升了材料的光催化活性。此研究将高性能的复合光催化剂应用于水体有机污染物质的降解中,为光催化技术在深度水处理的实际应用提供了实验基础和理论依据。
刘琪铭[4]（2020）在《环糊精改性二氧化钛材料对水中BPA等污染物的光催化去除》文中指出水中的药物、抗生素、环境干扰素等有机污染物对人类生活的影响日益增加,迫切需要对其进行高效去除。相较于传统的物理法和生物法处理技术,化学法在去除水中有机污染物方面具有显着的优势,这其中,光催化技术在水环境治理方面表现出巨大潜力。但由于TiO2的电子-空穴复合率高、纳米级TiO2粒径过小不易分离等缺陷,导致TiO2光催化法在水处理中的实际应用受到了制约。本论文针对TiO2存在的问题,以工业纳米级TiO2（P25）为基础材料,采用水热法制备了TiO2纳米管材料,并考察了不同改性方式对TiO2材料光催化能力的影响。（1）采用水热合成法制备了具有中空结构的TiO2纳米管材料（TNT）。通过控制反应温度、反应时间、物料比例,制备了形貌可控、性质稳定的TNT材料,并且其相较于P25更易于从水溶液中进行分离。（2）制备了羧甲基-β-环糊精（CM-β-CD）改性的P25材料（CM-β-CD-P25）。在1 h内,CM-β-CD-P25可以将初始浓度为20 mg/L的双酚A（BPA）、双酚S（BPS）、卡马西平（CBZ）、2,4-二氯酚（2,4-DCP）、扑热息痛（4-AP）、苯酚（Phenol）、磺胺（SA）,分别去除 91.6%、97.6%、100%、91.0%、99.5%、71.9%以及 97.1%。同时,采用光沉积法制备Au-P25,对同样的有机微污染物进行降解,发现Au-P25的光化学性质明显劣于CM-β-CD-P25。另外,通过自由基捕获、电子顺磁实验等,辅以LC-MS技术,探明CM-β-CD-P25的光催化降解机制为:紫外光激发P25产生电子后,电子攻击水分子生成.OH,并用以攻击污染物。其中,CD一方面加速电子传输速率,另一方面提供了疏水性空腔,通过捕获有机污染物,可以更有效地利用光催化产生的活性氧物质。（3）制备了 CM-β-CD改性的TNT材料（CM-β-CD-TNT）。其在2.5 h内,可以将初始浓度为20 mg/L的双酚A（BPA）、双酚S（BPS）、卡马西平（CBZ）、2,4-二氯酚（2,4-DCP）、扑热息痛（4-AP）、苯酚（Phenol）、磺胺（SA）,分别去除 96.0%、99.7%、96.1%、97.5%、97.3%、91.4%以及97.0%。对比TNT改性前后的光电流、材料电阻抗等,发现CM-β-CD对TNT表面电子传输速率具有明显的提升作用。另外,通过自由基捕获、电子顺磁等方法,并辅以低溶解氧条件下、改性TNT材料的自由基捕获实验,提出TNT与P25光催化作用机理的区别:在TNT光氧化系统中,紫外激发TNT产生的电子会优先攻击材料介孔气泡,产生·O2-用以攻击污染物。在TNT体系中,CD不仅加速电子传输速率,捕获有机污染物,还起到了包结疏水性气泡的作用。
汪瑜[5]（2020）在《周丛生物联合UCPs-TiO2去除水中四环素研究》文中研究表明四环素（TC）由于具有造价低、广谱抗菌等诸多特点,在医药、农业和畜牧业中被大量使用,其环境残留所引发的污染问题也受到大量关注。由于四环素的分子结构特点,单一的微生物或光催化处理措施在实际水处理过程中效果不佳。充分利用微生物和光催化处理技术的优势,构建新型的四环素降解耦合技术并阐明其降解机制,是提高污水四环素降解效率的关键。本论文针对目前相关技术在废水四环素处理过程中的降解效率低、条件要求高等限制因素,制备了由上转换磷光粉驱动的复合材料（UCPs-TiO2）,研究了周丛生物与复合材料对四环素耦合降解机制,并成功构建了基于复合材料与周丛生物的光生物反应器,实现了对污水中四环素的稳定、高效去除。主要研究结果如下:（1）制备了由上转换材料驱动的光催化复合材料（UCPs-TiO2）,明确了周丛生物联合UCPs-TiO2对TC的去除机制。通过制备基底为Y2SiO5掺有Pr3+,Li+的上转换荧光粉（UCPs）来改性光催化剂TiO2,成功制备出光催化复合材料UCPs-TiO2,进一步的性能测试表明该材料在可见光下显示出良好的光催化性能。进一步将UCPs-TiO2与广泛用于废水处理的周丛生物结合,构建了 UCPs-TiO2与周丛生物对TC的耦合去除体系。在可见光条件下,周丛生物与UCPs-TiO2耦合体系对TC的去除率达到82.1%,比仅在周丛生物处理的去除率高35.2%,表明与UCPs-TiO2耦合能够大幅提高微生物处理措施对TC的降解效果。周丛生物的细胞外聚合物质（EPS）在耦合系统中TC的光催化降解中起着重要作用,低浓度EPS（10mg/L）可以通过充当电子传递介质来促进UCPs-TiO2产生羟基自由基,从而加速TC的光催化过程,显着提高了 TC的去除率（p<0.05）。然而,高浓度的EPS（80 mg/L）会通过消耗自由基来降低TC的去除率。（2）从生物学角度揭示了周丛生物在耦合体系去除四环素过程中对胁迫的响应机制。周丛生物能够通过分泌EPS抵御TC胁迫,但在耦合体系中周丛生物EPS含量显着降低,主要是由于UCPs-TiO2在可见光下产生的自由基会消耗EPS中蛋白质。周丛生物在TC-UCPs-TiO2复合作用下能够保持较好的生理活性,通过增强自身光合活性和超氧化物歧化酶（SOD）活性水平响应TC和UCPs-TiO2的暴露。在TC-UCPs-TiO2中,周丛生物为了适应环境,其群落结构也发生调整,形成的新的群落其对TC-UCPs-TiO2胁迫的适应能力更强。不仅如此,TC-UCPs-TiO2中周丛生物的抗性基因表达水平较低,表明其能在有效在降低水体中四环素含量的同时抑制抗性基因的表达,减少抗性基因转移的风险。因此,在与UCPs-TiO2耦合去除TC过程中,周丛生物通过其生理生态水平的响应,能够较好的适应胁迫,维持耦合体系的稳定、持续运行。（3）构建Biofilm-UCPs-TiO2光生物反应器,研究该反应器对含TC污水的净化效果。光生物反应器能显着降低水体中的TC含量,水力停留时间（HRT）和TC初始浓度对反应器的去除效率具有显着影响,随着HRT的增加其去除效率也在升高,当HRT增加为12小时时其去除效率达到85.86±2.12%（TC初始浓度5ppm）并维持稳定,而随着TC浓度的升高反应器的去除效率降低,其适合处理TC浓度较低（<10ppm）的污水。优化后Biofilm-UCPs-TiO2的光生物反应器在去除TC的同时能够同步去除氮、磷和COD等多种污染,尤其对废水中的磷有很好的去除效果。周丛生物在反应器中的四环素抗性基因表达程度不高,有利于控制抗生素抗性基因（ARG）水平转移引起的环境风险。群落分析表明光生物反应器中周丛生物群落组成发生显着变化,并证明了反应器中的周丛生物群落结构由UCPs-TiO2和TC共同影响。这项研究不仅提供了一种利用周丛生物与上转换光催化材料耦合高效去除废水中四环素的新方法,也进一步阐明了微生物聚集体与光催化过程的耦合机制,为实现废水中四环素高效、绿色、低成本的降解提供了新的思路,同时也为微生物-光催化技术在环境领域的发展和应用提供了理论支撑。
甄一尘[6]（2020）在《新型管式磁膜光催化反应体系对氯酚废水的降解效果与机制研究》文中进行了进一步梳理氯酚类化合物（CPs）因其优秀的广谱杀菌和防腐效果,被大量用于木材防腐、杀虫杀菌剂、农药兽药、纺织印染、造纸印刷和化工行业的原料或中间体。然而,CPs因其环境持久性、生物蓄积性和生物毒性,一旦不当排放就会污染水生生态系统,进而威胁人类健康。在我国,2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）已被国家环保总局列为控制污染物。在高级氧化技术中,光催化氧化技术具有简单高效,易于操控,无二次污染等优势,新型高活性复合纳米光催化剂成为国内外的研究热点。然而,由于光源、催化剂回收及光反应器构造等关键因素的制约,限制了光催化技术的广泛应用。本文采用微波水热法,成功的制备了磁性纳米核壳结构Fe3O4@SiO2@TiO2（FST）光催化剂,并针对水中的CPs污染物,搭建了一套新型管式过流磁膜光催化系统。主要研究结果如下:（1）采用微波水热法成功制备了活性好,粒径均一的纳米级核壳光催化剂。微波溶剂热法高效低耗,不但可获得强磁性高纯度Fe3O4纳米球核,还可快速获得最外面的晶型良好的TiO2层,显着简化了合成过程,且更加绿色环保。最终制得了平均粒径约149 nm,Ms为23.2 emu/g的FST复合光催化剂。（2）基于自制的FST复合光催化剂,设计并搭建了新型管式过流磁膜反应器,以2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）的氧化降解为目的,分析了传统光催化反应器与管式磁膜反应器的不同。实验结果表明,浸入式光源比外光源的光利用率更高,传统的悬浮态催化剂光反应器由于颗粒间的“光遮蔽效应”降低了光利用率,且需分离单元回收催化剂,从而限制了光催化技术的应用。本文提出的管式过流磁膜光反应器,在外磁场的作用下形成FST薄膜,即解决了“光遮蔽效应”,又避免了纳米光催化剂的回收操作及流失,从而达到了高效且稳定的有机物污染物光降解效果。采用管式过流磁膜反应器处理初始浓度为10 mg/L的2,4-DCP,10次出水的平均去除率为98.15%。（3）探讨了该光反应器对水中不同初始浓度的氯酚类有机物（2-CP、2,4-DCP、2,4,6-TCP）的光催化降解效果,并考察了单组分系统和多组分系统中CPs的光降解动力学。通过加入不同活性基团(h+、·O2-、·OH)的猝灭剂,分析了改光催化反应器对2,4-DCP的氧化降解机制。此外,还分析了水体中SO42-、Cl-阴离子对2,4-DCP降解效果的影响。（4）成功制备了掺杂的La-FST磁性复合催化剂,其光催化活性显着提升,且光催化效果稳定性良好。将La-FST投加到管式过流磁膜光反应器中,处理初始浓度为10mg/L的2,4-DCP,经过40 min的光催化,可达到99.59%的去除率,10次出水平均降解率为99.20%。
张伟[7]（2020）在《辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究》文中指出铀在自然界中存在U（Ⅳ）和U（Ⅵ）两种稳定的价态。将可溶性的U（Ⅵ）还原成难溶性的U（Ⅳ）是有效阻止铀迁移的作用机制之一。微生物法还原U（Ⅵ）是对目前核素固化方法的补充和探索,具有极大的应用前景。半导体矿物光催化技术对重金属离子和放射性核素价态的定向调控,具有操作简单、绿色环保等特点。地球表层是极为复杂的多元开放系统,无机界和有机界密不可分。单一的处理方法已经不能满足严格的环保要求和原位绿色治理污染的目标。因此,基于现实铀矿区生态圈中,辐照场、微生物和矿物共存的特点,开展γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究,可为在露天矿区利用光电能微生物原位生态修复放射性铀污染提供参考依据,对科学认识和评价半导体矿物—微生物—铀交互作用体系的环境和健康效应具有重要指导意义。本论文以γ射线和模拟日光为能量来源,结合矿物学、微生物学、半导体物理学、生物化学等理论知识和测试手段,探究了 γ射线对半导体矿物光电活性改变的影响因素和机理,对比分析了光照/辐照致半导体矿物产生光电子/辐照电子对微生物的生物学效应,通过研究半导体矿物光电子/辐照电子对U（Ⅵ）的催化还原、两种微生物与U（Ⅵ）的相互作用,深入探寻了 γ射线辐照作用下光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机制。获得的主要成果与结论如下:（1）开展γ射线辐照改变半导体矿物光电活性的研究。结果表明,γ射线辐照可以调节半导体矿物禁带宽度,可以改变半导体矿物光电活性。相比于对照组,Y射线辐照后P25组和闪锌矿组半导体矿物禁带宽度变窄,羟基氧比例升高,瞬态光响应增强,光催化活性提升;锐钛矿组半导体矿物禁带宽度增大,瞬态光响应减弱,光催化活性降低。辐照产生的氧缺陷可在TiO2导带下方形成能同导带杂化的杂质能级,是γ射线致P25禁带宽度窄化的主要机理。P25禁带宽度窄化使得其光谱响应范围拓宽,因辐照在P25表面产生的缺陷中心和增加的羟基自由基又促进了光生电子和空穴对的有效分离。二者的共同作用使P25光电活性得到了有效提升。（2）明确了半导体矿物在UV-Vis或γ射线辐照下扮演着保护细胞与提供能量的双重作用。寡营养条件下,在有光电子或辐照电子产生的体系中,粪产碱杆菌和考克氏菌的生物存活率明显高于对照组。光电子或辐照电子可以直接或间接方式被光电能微生物吸收利用,参与微生物的三羧酸循环并产生能量用于菌体自身生长代谢或存活。光电子和辐照电子是一种特殊的中间态电子,随着它们被光电能微生吸收利用最终会转化为供菌体存活的能量,因此二者在传递给光电能微生物作为能量利用时并无差异。（3）建立在线检测γ射线致半导体矿物产生辐照电子的实验体系,考察了γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理。辐照电子和光电子都可以将还原电位比半导体矿物导带电位更正的U（Ⅵ）还原。γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控包括两部分:一是辐照电子或光电子通过直接传递或间接传递、以单电子分步转移的方式传递给U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原。二是γ射线或UV-Vis辐解水产生的羟基自由基及未被捕获的空穴可以氧化U（Ⅳ）,完成铀从+4价到+6价的氧化过程。在能量利用方面,辐照电子（γ射线辐照剂量率为60 Gy/min、t=6.0h）参与U（Ⅵ）还原的有效利用率低于光电子（入射光的光功率密度为100 mW/cm2、t=6.0h）的利用率。（4）利用批次静态吸附实验考察了粪产碱杆菌和考克氏菌吸附U（Ⅵ）的行为和作用机理。明确了粪产碱杆菌和考克氏菌都可以有效去除水体中的铀。自然光照下,粪产碱杆菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为642.7 mg/g,考克氏菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为367.0 mg/g,高于目前文献报道的大部分细菌类微生物对铀的吸附量。γ射线辐照下,二者对U（Ⅵ）的吸附量均高于自然光照组。粪产碱杆菌和考克氏菌与U（Ⅵ）的相互作用机理均包含了生物吸附、生物矿化、生物还原和生物胞内累积四个部分。以呼吸作用进行产能代谢的粪产碱杆菌和考克氏菌在吸附U（Ⅵ）的过程中,可以提供生物电子并传递给胞外的电子受体U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原,实现对U（Ⅵ）的定向价态调控。（5）通过构建光电能微生物介导电极、开展光电能微生物介导电极去除U（Ⅵ）的行为、微生物与半导体矿物电极共存体系去除U（Ⅵ）的行为研究发现,光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理包括能量调控、介质调控和价态调控这三个层次。能量调控是指,当激发光源是模拟日光光源时,P25光催化作用在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用;当激发光源是γ射线时,光电能微生物参与的还原U（Ⅵ）在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用。调控U（Ⅵ）价态的介质主体主要有三种:微生物介质、半导体矿物介质和光电能微生物—半导体矿物联合介质。价态调控包括U（Ⅵ）到U（Ⅳ）的还原调控和U（Ⅳ）到U（Ⅵ）的氧化调控。U（Ⅵ）可分别从三种介质主体获得生物电子、光电子或辐照电子而被还原成U（Ⅳ）。U（Ⅳ）被氧化成U（Ⅵ）则主要归因于溶液体系中被辐解产生的羟基自由基和半导体矿物产生的空穴。
刘芃湦[8]（2020）在《铜离子掺杂二氧化钛纳米管光电催化降解水中氧氟沙星》文中研究指明随着抗生素在医疗、农业和畜牧业等领域的广泛使用,抗生素污染逐渐成为主要的环境问题之一,越来越多的河流湖泊中检测出了抗生素的存在。抗生素具有很强的生物稳定性,而目前的污水处理技术对其去除效率较低,导致含有大量抗生素的废水被排放到自然水体中,对生态系统、自然环境和人体健康都会产生巨大的威胁。因此,亟待找到高效的处理含抗生素废水的方法。针对上述问题,本论文采用光电催化技术降解含有抗生素的模拟废水。本论文的具体研究内容和结果如下:本文采用以HF为电解液,利用阳极氧化法和浸渍沉积法相结合的方法制备了 Cu2+掺杂的TiO2纳米管电极。采用电化学工作站和红外光谱仪等手段表征了制备电极的表面状态、组成成分和光响应性能。通过红外光谱测试,证明制备电极中具有O-Ti-O键的特征吸收峰和Cu2+的特征峰,说明成功地在钛板基底上使钛板氧化生成了TiO2薄膜且将Cu2+掺杂到了 TiO2的晶格中。通过光生电流测试、交流阻抗测试、莫特-肖特基曲线和循环伏安曲线表征了 Cu2+/TiO2电极的光响应性能、电子迁移能力、界面电化学性能和电极稳定性能。实验结果表明,制备的Cu2+/TiO2电极相比于普通的TiO2纳米管电极具有光响应性能更佳、界面电阻更小,电子迁移能力更强、电极稳定性更好和可以多次重复使用等优点。随后,利用上述方法制备的Cu2+/TiO2电极进行光电催化处理含有氧氟沙星模拟废水的研究,探究了以Cu2+/TiO2为电极的光电催化降解中的催化能力和动力学特征,同时分析了电压、pH、Na2SO4电解质浓度、氧氟沙星废液初始浓度、光强和溶解氧等因素对光电催化效率的影响,对操作降解条件进行了优化调控。实验结果表明,光电催化的降解效率和反应速率较高,大于半导体光催化和电催化的降解效率和反应速率之和,表现出了良好的光电协同效应;Cu2+/TiO2光电催化催化降解氧氟沙星过程的动力学特征符合Langmuir-Hinshelwood动力学模式;在一定电压范围内,光电催化性能和对污染物的降解效率随电压的升高而提高,最优电压条件为2V;酸性或碱性环境条件均会抑制光电催化的效率,最适pH值为7;加入一定浓度的Na2SO4电解质溶液可以提高废水的导电能力,有利于电子的转移从而提高光电催化的效率,但过高的Na2SO4浓度会导致副反应的发生从而不利于光电催化反应,因此最佳的电解质溶液浓度为0.1mol/L;在一定范围内,氧氟沙星废液初始浓度的升高有利于反应进行,但由于电极表面积有限,初始浓度不能过高,实验条件下为5mmol/L最为适宜;光强和溶解氧的提高均可以提高光电催化对污染物的降解率和反应速率。在最佳条件下,Cu2+/TiO2电极光电催化对氧氟沙星的降解率可达74.89%。此外,探究了光电催化过程对氧氟沙星矿化程度的影响。研究发现光电催化过程对氧氟沙星的矿化程度和矿化速率均明显小于对其物质本身的降解率和降解速率,其原因可能是在降解过程中仅部分氧氟沙星被完全降解成CO2、H2O和氮氧化物等无机小分子,还有部分被降解成系列中间产物,而没有完全无机炭化。最后,本文总结了光电催化对氧氟沙星模拟废水降解过程中可能发生的反应和降解途径。
黄加兴[9]（2020）在《石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究》文中研究表明随着工业和生活水平的提高,药物及个人护理品（PPCPs）在各个领域中大范围使用。虽然PPCPs的半衰期较短,但因为个人和畜牧业过量地使用,从而引起了 PPCPs的假持续性现象。所以,PPCPs在自然水体、饮用水和污水处理厂出水中被频繁检出。PPCPs的长期存在危害水体生态环境以及人体健康,而光催化氧化技术是一种可以直接利用太阳光高效降解废水中PPCPs的方法,因此研究设计新型光催化剂用于降解水中的PPCPs具有重要意义。石墨相氮化碳（g-C3N4）作为一种可见光激发的非金属聚合物光催化材料,具有合适的能带结构和稳定的化学结构,近年来成为环境领域的研究热点。然而,传统方法制备出的g-C3N4存在可见光吸收能力差、比表面较小以及光生电子空穴对复合率高等缺点,因而其在可见光下的光催化活性并不理想,限制了它在各个领域的应用。本研究为了提高g-C3N4在可见光下的光催化性能,通过非金属掺杂和与其他半导体复合等方法对g-C3N4进行改性,设计出高催化活性的新型催化剂并将其应用于光催化降解典型的PPCPs。通过各种表征和实验,系统地研究材料的光催化机理、污染物的光催化降解机理以及水中共存离子对光催化降解的影响,为以后其应用提供理论基础。本研究的主要内容和结果如下:（1）采用一步热聚合法制备了一种新型的磷氧双掺杂石墨相氮化碳（POCN）,对氟喹诺酮类抗生素的光催化降解具有卓越的光催化活性。在模拟可见光的照射下,POCN0.01对恩诺沙星（ENFX）光催化的降解速率常数是纯g-C3N4的6.2倍。根据X射线光电子能谱（XPS）和核磁共振能谱（NMR）的结果,推断P原子取代了 g-C3N4结构中的C原子,而O原子取代了 N原子。POCN0.01的带隙变小、光生载流子复合率降低和比表面积的增大,是其光催化效果的提高主要原因。本研究第一个报道了磷掺杂可以促进活性氧物种（ROS）的生成。通过淬灭实验表明,O2·-是ENFX光催化降解过程中起主要作用的活性物质。此外,通过超高分辨液质联用仪（HRAM LC-MS/MS）检测中间产物和使用Fukui函数预测ENFX的活性位点,提出了 ENFX的光催化降解途径。（2）以聚乙烯吡咯烷酮、六氯环三磷腈、盐酸胍和亲水性锐钛矿TiO2为原料,通过一步热缩合法制备出磷氧双掺杂g-C3N4复合锐钛矿TiO2异质结催化剂（POCN/TiO21-1）。在模拟可见光下,POCN/TiO2 1-1对ENFX具有卓越的光催化降解效果,其光催化活性分别是POCN0.01和TiO2的3.60倍和3.71倍。根据透射电镜的结果可知,亲水性锐钛矿TiO2成功地复合到POCN表面上形成异质结。在P和O双掺杂增强了 g-C3N4的可见光吸附能力和提高电子空穴分离效率的同时,亲水性锐钛矿TiO2纳米颗粒的复合增强了催化剂对亲水性、ENFX的吸附能力以及光生载流子的分离能力。通过H2O2的测定和电子顺磁共振（ESR）的检测结果,证实了 POCN/TiO2 1-1是一种Z机制的异质结光催化剂。通过淬灭实验结果表明,O2·-和h+在光催化降解ENFX过程中起主要作用。本研究还考量了不同pH和水中共存离子对POCN/TiO2 1-1降解ENFX的影响。此外,催化剂在经过三次循环实验后仍然保持着优秀的光催化性能,在光催化降解PPCPs领域具有卓越应用前景。（3）利用植酸和尿素为前驱体,通过一步热缩合反应成功制备了磷掺杂的g-C3N4（PCN）,对吲哚美辛（IDM）的降解具有优异的光催化活性。光催化降解实验结果表明,在可见光光照下PCN对IDM的降解速率是纯g-C3N4（CN）的7.1倍。通过对PCN化学结合态的分析,发现在CN结构中,P原子取代了 C原子。根据电子定位函数分析,P-N拥有更低的电子定位函数（ELF）值,促进了光电子的转移。此外,拥有高价带的Ag2WO4被负载到PCN表面,形成Z型异质结催化剂（30%Ag2WO4/PCN）。异质结的形成不仅促进了催化剂光生载流子的分离,还提高了催化剂所产生h+的氧化能力。30%Ag2WO4/PCN产生的h+能直接氧化H2O和OH-形成.OH。通过淬灭实验结果证实,O2·-是光催化降解体系中的起主要作用活性物质。通过对IDM降解产物测定和其反应位点的预测,推导了 IDM的光催化降解途径。自然水体的光催化实验、循环试验以及水中共存离子的影响结果表明,30%Ag2WO4/PCN在光催化降解IDM废水中具有巨大的应用前景。
金盈[10]（2019）在《HSn0.25CsPW/TiO2复合材料的制备及其光催化性能研究》文中研究说明本文采用水热法制备了锡取代的磷钨酸铯盐,并用TiO2作为载体制备了HSn0.25CsPW/TiO2的新型复合物。通过SEM-EDS、BET、XRD、UV-vis吸收光谱和EIS等方法对所制备的催化剂的形貌、尺寸、表面积和光电化学性质进行了表征分析。以四环素和农药乐果为目标污染物,分别研究了HSn0.25CsPW和HSn0.25CsPW/TiO2对污染物的光催化去除和降解效果。对催化剂的催化活性、反应影响因素、光催化氧化机理、回收利用性能及污染物光催化反应动力学进行了研究。具体研究结果如下:（1）所制备的复合光催化材料具有如下特点:HSn0.25CsPW/P25复合材料呈纳米级的小球,粒径分布均匀,表观粒径为28 nm左右。其中HSn0.25CsPW为Keggin结构,TiO2为锐钛矿和金红石的混晶,晶粒尺寸为17.71 nm。HSn0.25CsPW复合后催化剂的BET表面积为76.26 m2 g-1,平均孔直径为0.523 nm。由于磷钨酸盐的掺杂,复合光催化剂的带隙能降低（禁带宽度为2.87 eV）,其紫外可见光吸收在带边位置发生红移,可吸收部分可见光。复合光催化剂的奈奎斯特曲线圆弧半径更小,电荷传递阻力较低,光生电子转移速率更快,展现更加优越的光电化学性能,具有更高的光学活性。（2）通过水热法制备了Sn4+取代的磷钨酸铯盐光催化剂,光催化氧化四环素实验显示该催化剂具有很好的光催化降解活性。Sn4+的掺杂量,催化剂的投加量、溶液的初始浓度和pH值等都是影响光催化降解效果的重要因素。当催化剂HSn0.25CsPW加入量为50 mg,溶液初始pH=3.5,四环素溶液的初始浓度为50 mg/L时,紫外光光照2.5h的效果最佳,去除率为93.3%。HSn0.25CsPW光催化降解四环素的降解过程符合一级动力学反应,其一级反应动力学方程为ln（C0/Ct）=0.7023t。HSn0.25CsPW对四环素循环使用五次后的光氧化去除率仍可达到80%以上。（3）在紫外光照射下,HSn0.25CsPW/P25复合材料的乐果降解率（93%）比P25（72%）高出21%。HSn0.25CsPW对HSn0.25CsPW/P25光催化活性的提高起到了关键作用,增加了紫外光吸收,改善了电荷转移过程,减缓了电子空穴复合速率。研究了实验参数对降解效果的影响,包括HSn0.25CsPW负载量、催化剂浓度和乐果浓度。发现发挥最佳协同作用HSn0.25CsPW的掺杂率为38%。这种新型复合物可以方便地回收和重复使用数次,而降解率几乎没有变化。
二、纳米级二氧化钛处理医院污水的研究（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、纳米级二氧化钛处理医院污水的研究（论文提纲范文）
（1）锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体环境中抗生素的去除方法 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 光催化剂的制备方法 |
| 1.3.1 固相法 |
| 1.3.2 水热/溶剂热法 |
| 1.3.3 模板法 |
| 1.3.4 微乳液法 |
| 1.3.5 溶胶-凝胶法 |
| 1.3.6 静电纺丝法 |
| 1.4 光催化剂性能增强策略 |
| 1.4.1 构建异质结 |
| 1.4.2 元素掺杂 |
| 1.4.3 形貌调控 |
| 1.4.4 多元复合 |
| 1.5 光催化技术降解抗生素的研究进展 |
| 1.5.1 磺胺类抗生素(SAs) |
| 1.5.2 四环素类抗生素(TCs) |
| 1.5.3 喹诺酮类抗生素(QNs) |
| 1.5.4 大环内酯类抗生素(MLs) |
| 1.6 锑基光催化剂的研究进展 |
| 1.6.1 氧化锑 |
| 1.6.2 锑酸盐 |
| 1.7 二氧化钛基光催化剂的研究进展 |
| 1.8 本文的研究思路和主要研究内容 |
| 1.8.1 研究思路 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 1.10 本论文的创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 主要仪器及设备 |
| 2.3 样品表征技术 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.2 扫描电子显微镜(SEM)及X射线能谱(EDS)分析 |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.3.5 BET比表面分析 |
| 2.3.6 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS)分析 |
| 2.3.7 光电流和交流阻抗分析 |
| 2.3.8 质谱分析 |
| 2.4 光催化性能测试 |
| 2.4.1 模型化合物的选择 |
| 2.4.2 光催化实验 |
| 3 不同形貌Sb_2O_3的调控制备及其光催化降解抗生素研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 制备方法 |
| 3.2.1 醇解法 |
| 3.2.2 水热法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 制备条件对Sb_2O_3晶型的影响 |
| 3.3.2 制备条件对Sb_2O_3形貌的影响 |
| 3.3.3 制备条件对Sb_2O_3吸光性能的影响 |
| 3.3.4 制备条件对Sb_2O_3光催化性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 BaSb_2O_6复合光催化剂的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 制备方法 |
| 4.2.1 BaSb_2O_6光催化剂的制备 |
| 4.2.2 改性BaSb_2O_6光催化剂的制备 |
| 4.2.3 TiO_2/BaSb_2O_6复合光催化剂的制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 BaSb_2O_6光催化剂 |
| 4.3.2 改性BaSb_2O_6催化剂 |
| 4.3.3 TiO_2/BaSb_2O_6 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 SrSb_2O_5(H_2O)_4与CaSb_2O_5(OH)_2的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 制备方法 |
| 5.2.1 SrSb_2O_5(H_2O)_4光催化剂的制备 |
| 5.2.2 Pr-SrSb_2O_5(H_2O)_4的制备 |
| 5.2.3 CaSb_2O_5(OH)_2光催化剂的制备 |
| 5.2.4 Pr-CaSb_2O_5(OH)_2的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 XRD分析 |
| 5.3.2 XPS分析 |
| 5.3.3 形貌及EDS分析 |
| 5.3.4 比表面积和孔径分布 |
| 5.3.5 UV-vis DRS分析 |
| 5.3.6 光催化降解性能 |
| 5.3.7 光电流和阻抗分析 |
| 5.3.8 光催化机理分析 |
| 5.3.9 稳定性评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 WO_3/TiO_2光催化剂的制备及其降解抗生素性能研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 制备方法 |
| 6.2.1 TiO_2纳米纤维的制备 |
| 6.2.2 WO_3/TiO_2纳米纤维的制备 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 XRD分析 |
| 6.3.2 SEM分析 |
| 6.3.3 XPS分析 |
| 6.3.4 UV-vis DRS分析 |
| 6.3.5 比表面积和孔径分布 |
| 6.3.6 光催化性能 |
| 6.3.7 光电流分析 |
| 6.3.8 光催化机理分析 |
| 6.3.9 稳定性评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（2）Ag3PO4基光催化剂的制备及在制药废水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 制药废水污染及危害 |
| 1.1.2 制药废水处理方法 |
| 1.2 光催化技术研究现状 |
| 1.2.1 半导体光催化机理 |
| 1.2.2 半导体催化剂的应用 |
| 1.3 典型光催化剂Ag3_PO_4的研究进展 |
| 1.3.1 Ag3_PO_4光催化剂的优势 |
| 1.3.2 Ag3_PO_4光催化剂应用的局限 |
| 1.3.3 Ag3_PO_4的光催化性能研究 |
| 1.4 “Z”型异质结体系的研究进展 |
| 1.4.1 离子态“Z”型异质结体系 |
| 1.4.2 全固态“Z”型异质结体系 |
| 1.4.3 直接“Z”型异质结体系 |
| 1.5 其他催化剂应用 |
| 1.5.1 助催剂的掺杂 |
| 1.5.2 磁性材料 |
| 1.6 研究意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究目的 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 Ti~(3+)-TNTs/Ag3_PO_4纳米材料的制备及其光催化性能研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试剂与设备 |
| 2.1.2 催化剂的制备 |
| 2.1.3 光催化降解实验 |
| 2.1.4 催化剂的表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 表征结果分析 |
| 2.2.2 催化剂制备条件优化 |
| 2.2.3 光催化降解条件的优化 |
| 2.2.4 不同光源对比 |
| 2.2.5 催化剂稳定性 |
| 2.2.6 电化学性能分析 |
| 2.2.7 光催化机理 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 Ag3_PO_4/AgCl/Fe(Ⅲ)的制备及其光催化性能研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与设备 |
| 3.1.2 Ag3_PO_4/AgCl/Fe(Ⅲ)催化剂的制备 |
| 3.1.3 光催化降解实验 |
| 3.1.4 催化剂的表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 催化剂表征分析 |
| 3.2.2 Ag3_PO_4/AgCl/Fe(Ⅲ)的制备条件优化 |
| 3.2.3 催化剂循环性能研究 |
| 3.2.4 Ag3_PO_4及其复合催化剂在室外太阳光下降解性能 |
| 3.2.5 电化学表征分析 |
| 3.2.6 光催化降解机理 |
| 3.2.7 Fe~(3+)溶出分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 磁性Sn Fe_2O_4/Ag3_PO_4材料制备及其光催化性能研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与设备 |
| 4.1.2 磁性催化剂的制备 |
| 4.1.3 光催化降解实验 |
| 4.1.4 催化剂的表征 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 催化剂表征分析 |
| 4.2.2 磁性SnFe_2O_4制备条件的优化 |
| 4.2.3 光催化降解条件优化 |
| 4.2.4 催化剂的稳定性 |
| 4.2.5 电化学表征分析 |
| 4.2.6 光催化降解机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 Ag3_PO_4基光催化剂在制药废水处理中的应用 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与设备 |
| 5.1.2 三种催化剂的制备 |
| 5.1.3 实验室模拟制药废水的配制 |
| 5.1.4 Ag3_PO_4基光催化材料对实验室模拟制药废水的处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 “Z”型异质结体系Ti~(3+)-TNTs/Ag3_PO_4光催化降解实验室模拟制药废水 |
| 5.2.2 Ag3_PO_4/AgCl/Fe(III)光催化降解实验室模拟制药废水 |
| 5.2.3 磁性Sn Fe_2O_4/Ag3_PO_4光催化降解实验室模拟制药废水 |
| 5.2.4 Ag3_PO_4基光催化剂对实验室模拟制药废水中单一药物的降解性能 |
| 5.2.5 Ag3_PO_4基光催化剂在制药废水处理中的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（3）大连市某药厂水体有机污染物的光催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水污染概况及水处理方法 |
| 1.1.1 水污染概况 |
| 1.1.2 水污染物类型 |
| 1.1.3 水处理方法研究进展 |
| 1.2 光催化技术研究进展 |
| 1.2.1 光催化技术简介 |
| 1.2.2 光催化技术研究历程 |
| 1.2.3 光催化活性提高方法 |
| 1.2.4 光催化技术应用领域 |
| 1.3 氮化碳材料研究进展 |
| 1.3.1 氮化碳材料简介 |
| 1.3.2 氮化碳材料的制备和活性提高 |
| 1.3.3 氮化碳材料应用领域 |
| 1.4 研究目的及主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 文献研究法和实地调查法 |
| 2.2 单因子评价法 |
| 2.3 光催化实验法 |
| 2.3.1 实验试剂、仪器 |
| 2.3.2 光催化剂表征实验 |
| 2.3.3 光催化降解污染物实验 |
| 3 研究区概况 |
| 3.1 自然地理概况 |
| 3.1.1 地理位置及分区 |
| 3.1.2 地形地貌 |
| 3.1.3 气候条件 |
| 3.1.4 地质水文概况 |
| 3.1.5 水资源和水环境概况 |
| 3.2 研究区实地调查 |
| 3.2.1 水质检测 |
| 3.2.2 地下水评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 复合光催化剂的制备和表征 |
| 4.1 二元复合材料(Yb_2O_3/g-C_3N_4和La_2O_3/g-C_3N_4)的制备及表征 |
| 4.1.1 二元复合材料(Yb_2O_3/g-C_3N_4和La_2O_3/g-C_3N_4)的制备 |
| 4.1.2 二元复合材料(Yb_2O_3/g-C_3N_4和La_2O_3/g-C_3N_4)的表征分析 |
| 4.2 三元复合材料(Ag-La_2O_3/g-C_3N_4)的制备及表征 |
| 4.2.1 三元复合材料(Ag-La_2O_3/g-C_3N_4)的制备 |
| 4.2.2 三元复合光催化剂(Ag-La_2O_3/g-C_3N_4)的表征分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 光催化降解污染物质研究 |
| 5.1 光催化降解污染物性能 |
| 5.1.1 降解苯酚 |
| 5.1.2 降解盐酸四环素(TTCH) |
| 5.1.3 光催化剂稳定性 |
| 5.2 最佳实验条件探究 |
| 5.2.1 掺杂比例 |
| 5.2.2 催化剂使用量 |
| 5.2.3 溶液酸碱度(pH值) |
| 5.2.4 活性物质 |
| 5.3 光催化机理探究 |
| 5.3.1 二元复合材料光催化机理分析 |
| 5.3.2 三元复合材料光催化机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（4）环糊精改性二氧化钛材料对水中BPA等污染物的光催化去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究现状 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 有机污染物分布现状 |
| 1.1.3 几种典型有机污染物 |
| 1.2 有机微污染物废水处理技术 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 物理法 |
| 1.2.3 化学法及光催化技术 |
| 1.3 TiO_2光催化性能及基本性质 |
| 1.3.1 TiO_2的结构与基本性质 |
| 1.3.2 TiO_2光催化过程的影响因素 |
| 1.3.3 TiO_2纳米管的制备方法及材料特性 |
| 1.4 TiO_2纳米材料的修饰和改性 |
| 1.4.1 金属及金属氧化物 |
| 1.4.2 非金属异质复合 |
| 1.5 主要研究内容及技术路线 |
| 1.6 课题来源 |
| 第2章 β-CD改性TiO_2材料的制备及表征方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器设备 |
| 2.2.2 材料合成 |
| 2.2.3 改性TiO_2纳米材料的光催化活性测试 |
| 2.3 材料表征及污染物分析方法 |
| 2.3.1 改性TiO_2纳米材料的表征 |
| 2.3.2 污染物分析方法 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 TNT材料制备步骤的优化 |
| 2.4.2 Au及CM-β-CD改性P25的质量比优化 |
| 2.4.3 CM-β-CD改性TNT的质量比优化 |
| 2.5 TNT材料的形成机理 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 改性P25材料性质及其光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 改性P25材料的表征 |
| 3.2.1 改性P25材料特性 |
| 3.2.2 改性P25的光电化学性质 |
| 3.3 改性P25材料的光催化性能 |
| 3.3.1 改性P25对有机污染物的催化性能验证 |
| 3.3.2 光催化机理 |
| 3.3.3 可重复性测试 |
| 3.3.4 污染物降解途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 β-CD-TNT材料性质及其光催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CM-β-CD- TNT材料的表征 |
| 4.3 CM-β-CD-TNT材料的光催化性能 |
| 4.3.1 改性TNT对有机污染物的吸附性能验证 |
| 4.3.2 改性TNT对有机污染物的光催化性能验证 |
| 4.3.3 光催化机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士学位期间学术论文发表情况 |
（5）周丛生物联合UCPs-TiO2去除水中四环素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 水体中四环素来源、性质和危害 |
| 1.3 四环素废水处理技术 |
| 1.4 微生物联合光催化法降解四环素 |
| 1.4.1 二氧化钛及其对四环素的处理研究 |
| 1.4.2 上转换材料结合二氧化钛(UCPs-TiO_2) |
| 1.4.3 微生物与光催化耦合降解四环素 |
| 1.5 研究目的、内容和路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 周丛生物联合UCPs-TiO_2对水体中四环素的去除效果及其机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 UCPs-TiO_2的制备和表征 |
| 2.2.2 周丛生物的培养 |
| 2.2.3 周丛生物联合UCPs-TiO_2对四环素的去除 |
| 2.2.4 EPS对周丛生物联合UCPs-TiO_2去除四环素的影响 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 UCPs-TiO_2的表征 |
| 2.3.2 Biofilms-UCPs-TiO_2对四环素的去除 |
| 2.3.3 Biofilms-UCPs-TiO_2降解四环的中间产物 |
| 2.3.4 EPS对Biofilms-UCPs-TiO_2去除TC的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 周丛生物在耦合体系去除四环素过程中的生理生态响应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验设置 |
| 3.2.2 EPS含量 |
| 3.2.3 F_0值 |
| 3.2.4 超氧化物歧化酶 |
| 3.2.5 抗性基因 |
| 3.2.6 群落组成 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 周丛生物EPS的变化 |
| 3.3.2 F_0值 |
| 3.3.3 超氧化物歧化酶 |
| 3.3.4 抗生素抗性基因 |
| 3.3.5 群落组成 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Biofilms-UCPs-TiO_2光生物反应器的构建及运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 光生物反应器及处理流程 |
| 4.2.2 周丛生物驯化 |
| 4.2.3 光生物反应器运行 |
| 4.2.4 水质净化能力 |
| 4.2.5 抗性基因 |
| 4.2.6 群落组成 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 水力停留时间对光生物反应器去除TC的影响 |
| 4.3.2 不同TC初始浓度下光生物反应器的去除能力 |
| 4.3.3 光生物反应器对水质的净化能力 |
| 4.3.4 光生物反应器中的抗性基因 |
| 4.3.5 群落组成 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本研究创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）新型管式磁膜光催化反应体系对氯酚废水的降解效果与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 氯酚类污染物 |
| 1.2.1 处理方法 |
| 1.3 TiO_2光催化材料 |
| 1.3.1 TiO_2光催化机理 |
| 1.3.2 TiO_2光催化材料可控制备 |
| 1.3.3 TiO_2光催化材料活性提高方法 |
| 1.3.4 TiO_2的应用领域 |
| 1.4 磁载TiO_2 |
| 1.5 反应器选择设计和现状 |
| 1.6 研究与创新 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 文章创新点 |
| 第二章 制备复合磁性纳米Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2光催化剂 |
| 2.1 试剂与仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 Fe_3O_4磁性纳米球核的制备 |
| 2.2.2 Fe_3O_4纳米球核包覆SiO_2中间层的制备 |
| 2.2.3 复合磁性纳米Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2光催化剂的合成 |
| 2.3 材料测试表征 |
| 2.4 催化剂催化性能评价 |
| 2.5 Fe_3O_4 纳米球核制备条件优化 |
| 2.5.1 化学共沉淀法 |
| 2.5.2 微波-溶剂热法 |
| 2.6 TiO_2光催化反应层合成优化 |
| 2.7 磁性纳米Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2光催化剂表征结果 |
| 2.8 Fe_3O_4@SiO_2@TiO_2磁性纳米光催化剂的合成机理探讨 |
| 2.9 本章小结 |
| 第三章 传统UV反应器中2,4-DCP的去除效果 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.2 反应器设计 |
| 3.2.1 外光源悬浮搅拌体系反应器 |
| 3.2.2 管式过流悬浮体系反应器 |
| 3.3 光催化实验 |
| 3.3.1 外光源悬浮搅拌体系反应器 |
| 3.3.2 管式过流悬浮体系反应器 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 外光源悬浮搅拌体系反应器 |
| 3.4.2 管式过流悬浮体系反应器 |
| 3.5 本章小节 |
| 第四章 新型管式磁膜光反应器去除2,4-DCP的效果与机制 |
| 4.1 新型管式过流磁膜反应器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 新型管式过流磁膜反应器的运行条件优化 |
| 4.3.1 反应器过流流速优化 |
| 4.3.2 FST催化剂投加量优化及稳定性 |
| 4.3.3 不同DCP初始浓度对光催化效果的影响 |
| 4.4 新型管式过流磁膜反应器降解水中DCP的机制探讨 |
| 4.4.1 pH值对DCP去除效果的影响机制 |
| 4.4.2 水中CPs的光催化降解过程及动力学 |
| 4.4.3 主要光生自由基对DCP降解效果的影响机制 |
| 4.4.4 水中阴离子对DCP降解效果的影响机制 |
| 4.4.5 处理量放大实验及效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 镧掺杂FST与管式磁膜反应器联用 |
| 5.1 光催化剂的镧掺杂(La-FST) |
| 5.2 材料测试表征 |
| 5.3 La-FST掺杂量优化及光催化活性评价 |
| 5.4 La-FST-外光源悬浮态光反应器对2,4-DCP的降解效果 |
| 5.5 La-FST与管式过流磁膜反应器联用 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
（7）辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铀基本情况概述 |
| 1.2 微生物与铀相互作用研究现状 |
| 1.2.1 微生物吸附固定铀 |
| 1.2.2 微生物还原铀 |
| 1.3 半导体矿物光催化去除U(Ⅵ)及重金属离子研究现状 |
| 1.3.1 半导体矿物光催化反应机理 |
| 1.3.2 半导体矿物光催化还原U(Ⅵ)及重金属离子 |
| 1.4 微生物与矿物的相互作用研究 |
| 1.5 γ射线作用于矿物的研究现状 |
| 1.6 γ射线作用于微生物的研究现状 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 γ射线改变半导体矿物光电活性的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 半导体矿物的选取 |
| 2.1.3 U(Ⅵ)储备液的配置 |
| 2.1.4 半导体矿物辐照实验 |
| 2.1.5 γ射线辐照前后半导体矿物的光电响应实验 |
| 2.1.6 样品表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 半导体矿物辐照前后的物相结构分析 |
| 2.2.2 半导体矿物辐照前后的禁带宽度分析 |
| 2.2.3 半导体矿物辐照前后的元素化学形态分析 |
| 2.2.4 半导体矿物辐照前后的瞬态光电流响应 |
| 2.2.5 γ射线辐照前后半导体矿物电极光催化还原U(Ⅵ)的效果分析 |
| 2.2.6 γ射线对半导体矿物光电活性改变的机理探讨 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验菌株的选取及培养 |
| 3.1.3 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应影响实验 |
| 3.1.4 检测方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 半导体矿物光电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应研究 |
| 3.2.2 半导体矿物辐照电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应 |
| 3.2.3 两种微生物利用半导体矿物光电子和辐照电子的比较分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与材料 |
| 4.1.2 半导体矿物电极的制备 |
| 4.1.3 半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的实验 |
| 4.1.4 偶氮胂Ⅲ显色法测试U(Ⅵ)的浓度 |
| 4.1.5 U(Ⅵ)还原效率的评价 |
| 4.1.6 羟基自由基的测试 |
| 4.2 γ射线辐照/模拟日光照射下二氧化钛催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.1 模拟日光照射下P25光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.2 γ射线辐照下P25催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.3 模拟日光照射下锐钛矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3 γ射线辐照/模拟日光照射下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.1 模拟日光照射下闪锌矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.2 γ射线辐照下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.4 γ射线辐照/模拟日光作用下半导体矿物调控U(Ⅵ)价态的的机理探讨 |
| 4.4.1 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物调控U(Ⅵ)的价态机理探讨 |
| 4.4.2 能量利用效率及转换效果计算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)的相互作用研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 微生物的培养 |
| 5.1.3 微生物干湿比的计算 |
| 5.1.4 自然光照下的批次吸附实验 |
| 5.1.5 γ射线辐照作用下微生物对U(Ⅵ)的吸附实验 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 自然光照下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.2 丫射线辐照作用下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.3 自然光照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.4 γ射线辐照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.5 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)相互作用机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)的价态调控研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验试剂与材料 |
| 6.1.2 微生物的制备 |
| 6.1.3 光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.1.4 光电能微生物与半导体矿物电极共存对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 模拟日光照射下两种光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.2 γ射线辐照/模拟日光照射下微生物与半导体矿物电极共存体系对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.3 γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)价态调控的机理探讨 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）铜离子掺杂二氧化钛纳米管光电催化降解水中氧氟沙星（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 抗生素概述 |
| 1.2.1 抗生素的分类 |
| 1.2.2 抗生素污染现状及危害 |
| 1.2.3 抗生素的迁移和转化 |
| 1.2.4 处理方法 |
| 1.3 TiO_2光电催化技术 |
| 1.3.1 研究现状 |
| 1.3.2 光催化的原理 |
| 1.3.3 TiO_2纳米管制备方法 |
| 1.3.4 TiO_2改性 |
| 1.3.5 影响TiO_2光电催化效率的因素 |
| 1.4 氧氟沙星的理化性质 |
| 1.5 本文研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验分析方法及原理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验设备及试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 阳极氧化法原理 |
| 2.4 金属离子掺杂的机制 |
| 2.5 催化剂表征方法 |
| 2.5.1 光响应电流 |
| 2.5.2 莫特-肖特基(Mott-Schottky)曲线 |
| 2.5.3 交流阻抗图谱 |
| 2.5.4 循环伏安曲线 |
| 2.5.5 红外分析 |
| 2.6 水质分析方法 |
| 2.6.1 氧氟沙星溶液的配制 |
| 2.6.2 氧氟沙星的液相色谱法分析 |
| 2.6.3 COD的测定 |
| 2.7 光电催化的动力学模型 |
| 3 电极的制备及表征 |
| 3.1 TiO_2电极的制备 |
| 3.1.1 实验步骤 |
| 3.2 电极性能表征 |
| 3.2.1 光响应电流 |
| 3.2.2 交流阻抗 |
| 3.2.3 Mott-Schottky曲线 |
| 3.2.4 循环伏安曲线 |
| 3.3 红外分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 铜离子掺杂二氧化钛电极光电催化氧氟沙星 |
| 4.1 实验步骤 |
| 4.2 不同方法降解OFL对比 |
| 4.3 影响降解效率的因素分析 |
| 4.3.1 pH对降解效率的影响 |
| 4.3.2 电压对降解效率的影响 |
| 4.3.3 电解质浓度对降解效率的影响 |
| 4.3.4 氧氟沙星废液初始浓度对降解率的影响 |
| 4.3.5 曝气对降解率的影响 |
| 4.3.6 光强对降解率的影响 |
| 4.4 铜离子掺杂二氧化钛薄膜电极光电催化降解氧氟沙星的机理 |
| 4.4.1 COD分析 |
| 4.4.2 氧氟沙星降解过程分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 药物与个人护理品概述 |
| 1.1.1 PPCPs的种类 |
| 1.1.2 环境中PPCPs的主要来源 |
| 1.1.3 PPCPs在环境中的迁移和转化 |
| 1.1.4 PPCPs的生态毒性 |
| 1.1.5 PPCPs的处理技术 |
| 1.2 光催化技术概述 |
| 1.2.1 光催化降解的机理 |
| 1.3 石墨相氮化碳的简介 |
| 1.3.1 石墨相氮化碳的制备方法 |
| 1.3.2 石墨相氮化碳的改性方法 |
| 1.4 本文的研究思路 |
| 1.4.1 课题的研究目标 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 1.4.3 课题的研究意义 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 非金属磷氧双掺杂石墨相氮化碳光催化剂的制备及其光催化降解氟喹诺酮类抗生素的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 催化剂的制备 |
| 2.2.3 催化剂的表征 |
| 2.2.4 光催化降解FQs |
| 2.2.5 光催化降解过程中活性物种的检测 |
| 2.2.6 理论计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征 |
| 2.3.2 光催化活性研究 |
| 2.3.3 光催化机理研究 |
| 2.3.4 恩诺沙星的光催化降解途径 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 磷氧双掺杂石墨相氮化碳复合二氧化钛异质结光催化剂的制备及其光催化降解恩诺沙星的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 材料的制备 |
| 3.2.3 催化剂的表征 |
| 3.2.4 光催化活性研究 |
| 3.2.5 活性物种的测定 |
| 3.2.6 光催化过程中双氧水浓度的测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 光催化活性的研究 |
| 3.3.3 光催化机理 |
| 3.3.4 降解途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 钨酸银复合超薄磷掺杂石墨相氮化碳纳米片异质结催化剂的制备及对吲哚美辛的光催化降解 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 催化剂的制备 |
| 4.2.3 催化剂的表征 |
| 4.2.4 光催化活性的测定 |
| 4.2.5 活性物种的测定 |
| 4.2.6 理论计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 光催化活性的研究 |
| 4.3.3 光催化机理 |
| 4.3.4 光催化降解途径 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论和展望 |
| 主要结论 |
| 创新点 |
| 不足和建议 |
| 参考文献 |
| 附录1 其他研究工作 从纺织印染污泥中分离得到的Pigmentiphaga daeguensis对低浓度苯胺微生物降解研究 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（10）HSn0.25CsPW/TiO2复合材料的制备及其光催化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 综述 |
| 1.1 抗生素和农药污染与治理 |
| 1.1.1 抗生素污染与治理 |
| 1.1.2 农药污染与治理 |
| 1.2 TiO_2 光催化剂概述 |
| 1.2.1 TiO_2 光催化机理 |
| 1.2.2 TiO_2 目前存在的问题和局限 |
| 1.2.3 TiO_2 的制备方法 |
| 1.2.4 提高TiO_2 光催化活性的主要方法 |
| 1.3 杂多酸概述 |
| 1.3.1 杂多酸简介 |
| 1.3.2 杂多酸的性质 |
| 1.3.3 杂多酸光催化机理 |
| 1.3.4 杂多酸的改性 |
| 1.3.5 杂多酸的负载 |
| 1.4 杂多酸盐/TiO_2 复合催化剂 |
| 1.5 研究的目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究的目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究路线 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.2 催化剂的制备 |
| 2.2.1 HSn_(0.25)Cs PW的制备 |
| 2.2.2 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 复合催化剂的制备 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 光催化活性实验方法 |
| 2.4.1 光催化降解四环素实验 |
| 2.4.2 光催化降解乐果实验 |
| 2.5 检测方法及色谱条件 |
| 2.6 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 光催化剂的表征方法 |
| 3 HSn_(0.25)Cs PW光催化降解四环素 |
| 3.1 影响四环素降解效果的因素 |
| 3.1.1 不同摩尔量Sn4+取代磷钨酸铯盐对四环素光催化降解的影响 |
| 3.1.2 催化剂用量对四环素光催化降解的影响 |
| 3.1.3 催化剂对不同浓度四环素光催化降解的影响 |
| 3.1.4 不同pH值下催化剂对光催化降解四环素的影响 |
| 3.1.5 光照时间对催化剂降解四环素的影响 |
| 3.2 HSn_(0.25)CsPW材料的稳定性 |
| 3.3 HSn_(0.25)CsPW材料的光催化反应动力学研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 的光催化降解乐果的研究 |
| 4.1 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 的表征结果分析 |
| 4.1.1 SEM-EDX分析 |
| 4.1.2 XRD分析 |
| 4.1.3 BET分析 |
| 4.1.4 UV-vis分析 |
| 4.1.5 EIS分析 |
| 4.2 影响乐果降解效率的因素 |
| 4.2.1 催化剂种类对乐果降解的影响 |
| 4.2.2 二氧化钛晶型对乐果降解的影响 |
| 4.2.3 磷钨酸盐负载量对乐果降解的影响 |
| 4.2.4 催化剂投加量对乐果降解的影响 |
| 4.2.5 乐果浓度对降解率的影响 |
| 4.3 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 复合材料的稳定性 |
| 4.4 HSn_(0.25)CsPW/TiO_2 的光催化反应动力学研究 |
| 4.5 反应机理探究 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、纳米级二氧化钛处理医院污水的研究（论文参考文献）
- [1]锑基或钛基光催化剂制备及其对水环境中抗生素的降解研究[D]. 韩秀萍. 西安理工大学, 2021
- [2]Ag3PO4基光催化剂的制备及在制药废水处理中的应用[D]. 王颖. 东北师范大学, 2020(01)
- [3]大连市某药厂水体有机污染物的光催化降解研究[D]. 王彦卫. 辽宁师范大学, 2020(02)
- [4]环糊精改性二氧化钛材料对水中BPA等污染物的光催化去除[D]. 刘琪铭. 华东理工大学, 2020
- [5]周丛生物联合UCPs-TiO2去除水中四环素研究[D]. 汪瑜. 南昌大学, 2020(01)
- [6]新型管式磁膜光催化反应体系对氯酚废水的降解效果与机制研究[D]. 甄一尘. 河北大学, 2020(08)
- [7]辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究[D]. 张伟. 中国工程物理研究院, 2020(01)
- [8]铜离子掺杂二氧化钛纳米管光电催化降解水中氧氟沙星[D]. 刘芃湦. 大连海事大学, 2020(01)
- [9]石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究[D]. 黄加兴. 广东工业大学, 2020
- [10]HSn0.25CsPW/TiO2复合材料的制备及其光催化性能研究[D]. 金盈. 大连理工大学, 2019(03)