一、臭氧催化分解异相反应新机理（论文文献综述）
闫云涛[1]（2020）在《铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究》文中认为为减少化石类燃料在燃烧供热过程中产生有害物质,污水热利用技术获得了广泛研究,其中提热量受到污水温度的制约是污水热利用过程的技术难点。为解决此问题,论文提出了以铁基活性物种催化H202产生羟基自由基（·OH）来氧化降解污水,利用催化氧化过程产生的热量来提升污水温度的解决方法。本文以廉价易得的颗粒半焦（SCe）为载体,制备了 Fe2O3@MSCe和Fe3O4@MSCe两种新型芬顿催化剂,研究了 Fe2+/H2O2均相芬顿、Fe3+/H2O2均相类芬顿、Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿和Fe3O4@MSCe/H2O2双价态异相芬顿共四种典型铁基芬顿处理OPD（o-phenylenediamine,OPD）污水的降解放热特性,阐明了铁基芬顿体系的降解放热机理。本研究为污水处理过程的能源化利用供了理论依据。全文的主要研究工作如下:（1）提出了利用铁基芬顿降解污水过程产生的反应热来有效提高污水温度的新思路。开展了 O3和Fe2+/H2O2均相芬顿两种试剂氧化OPD污水的降解放热实验和反应路径分析。研究显示,Fe2+/H2O2均相芬顿试剂表现出更优异的降解放热性能,O3降解OPD污水的过程为单一氧化放热过程,Fe2+/H2O2均相芬顿降解OPD污水过程存在产生·OH和HO2·自由基的催化反应、自由基氧化OPD的降解反应和自由自身淬灭反应等多种反应放热过程,多种反应热的叠加是Fe2+/H2O2均相芬顿降解过程污水温度有效提升的主要原因。Fe2+/H2O2均相芬顿降解OPD污水的降解率为93%时,溶液温升数值可达11℃以上,说明利用Fe2+/H2O2均相芬顿降解污水过程产生的热能来提高污水温度的思路在理论和实践上是可行的。（2）开展了Fe3+/H2O2均相类芬顿降解放热性能、pH适应性和反应机理的研究。实验结果显示Fe3+/H2O2均相类芬顿具有较好的降解放热性能和pH适应性,pH=7.8时,OPD污水的降解率为93.5%,溶液温升数值为7.2℃;在pH=8.0～11.3范围内,Fe3+/H2O2均相类芬顿体系处理OPD污水的降解率明显高于相同pH范围内Fe2+/H2O2均相芬顿体的降解率。揭示了碱性条件下,Fe3+/H2O2均相类芬顿体系既存在Fe3+催化H2O2产生·OH和HO2·自由基氧化OPD的均相反应,又存在Fe（OH）3胶体粒子催化H2O2产生·OH和HO2·自由基氧化OPD的非均相反应的内在机理。（3）制备了Fe2O3@MSCe复合材料并开展了 Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿降解放热性能和反应机理的研究。表征结果显示Fe2O3@MSCe具有较大的比表面积和多种官能团,具有较强的化学吸附能力。实验结果显示Fe2O3@MSCe/H2O2具有较好的降解放热性能,溶液初始pH为7.8～8.9时,污水的降解率为88.2%～80.5%,溶液温升数值为7.1～6.9℃。Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿降解OPD污水过程中遵循协同降解机理。（4）制备了Fe3O4@MSCe复合材料并开展了 Fe3O4@MSCe/H2O2异相类芬顿降解放热性能和反应机理的研究。实验结果显示,在pH=7.8～11.2范围内,OPD污水的降解率为90.9%～89.1%,溶液温升数值为7.3℃～6.9℃,相较Fe2O3@MSCe/H2O2,Fe3O4@MSCe/H2O2表现出更优异的降解放热特性。Fe3O4晶体中Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）间电子的内部切换是加速电子在Fe3O4晶体和H202分子间转移,提升Fe3O4@MSCe/H2O2异相类芬顿催化活性的主要因素。（5）开展了影响铁基芬顿降解放热性能宏观规律和微观机理的研究。研究了Fe2+/H2O2均相芬顿、Fe3+/H2O2均相类芬顿、Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿和Fe3O4@MSCe/H2O2双价态异相类芬顿四种典型芬顿体系中反应条件对降解放热性能的影响规律,以及·OH自由基反应路径对降解放热性能影响的微观机理。研究发现铁基芬顿降解OPD污水过程中,H2O2投加浓度是影响污水温度提升数值的主要因素,铁基催化剂投加浓度和初始反应温度是影响反应速率主要因素的宏观规律。研究揭示了铁基芬顿降解OPD污水过程的放热量主要取决于系统内的总反应量,降解量主要取决于·OH自由基同OPD分子反应量的微观机理。
陈萍[2]（2020）在《煤燃烧过程中NOx前驱物析出特性及焦炭-NO/N2O异相还原机理研究》文中研究表明煤炭在我国能源消耗结构中占主体地位,大气污染物中70%以上的NOx来自于煤燃烧,深入研究煤燃烧过程N迁移特性以及NOx的异相脱除机理,对进一步控制NOx生成,实现污染物超低排放十分必要。煤中氮元素一方面在燃烧初期热解阶段部分以HCN和NH3等含氮小分子气体随挥发分析出,同时残留在煤中的焦炭氮在燃烧中转化为NOx。在煤燃烧过程中,矿物质、燃烧气氛如氧浓度和CO等因素对氮迁移和NOx还原过程有很大的影响,其相互作用及协同作用机理尚不清晰。本文采用TG-MS实验结合量子化学方法,从分子层面深入开展了煤N迁移转化特性及深度分级燃烧条件下焦炭-NO/N2O异相反应机理的研究。首先,分析了挥发分析出阶段,煤中矿物质Ca和Fe对N迁移至NOx前驱物NH3和HCN生成特性的影响。通过TG-MS实验对NOx前驱物释放特性进行了研究,运用密度泛函理论进一步在微观层面揭示Ca和Fe对NH3和HCN生成的影响机理。结果表明矿物质Ca的加入明显促进了NH3生成,对HCN表现为抑制作用。而Fe对NH3和HCN的生成都是抑制作用,且对HCN的抑制作用更明显。采用量子化学方法深入分析了还原区焦炭氮的迁移转化特性,揭示了煤焦N迁移的两条路径。路径一为通过NO在焦炭表面发生化学吸附,与煤中N原子结合为自由N2分子而脱离焦炭表面;路径二为焦炭N原子通过从吡啶环中剥离后,与吸附的NO经重组形成自由N2分子在焦炭表面脱附。比较热力学和动力学结果发现路径一比路径二更利于焦炭表面N的析出。低氧条件下提高了焦炭表面化学活性,促进了NO与焦炭N结合为N2释放。氧的存在使得焦炭中N释放的同时,发生着C的燃烧,表现为NO与焦炭中N结合为N2或将焦炭中N氧化为N2O的同时,伴随有氧将焦炭中C氧化成CO2或CO。深入研究了焦炭模型尺寸和表面活性位点两大重要参数对NO异相还原的影响。分析了不同尺寸焦炭模型与NO的反应路径及能量变化,从热力学角度得到还原产物N2脱附过程不依赖于焦炭模型尺寸;同时采用动力学计算比较了不同模型尺寸表面NO的异相还原速率,在分子层面阐明了NO还原与焦炭模型尺寸的独立性关系。对不同活性位点下焦炭-NO异相反应过程研究,发现焦炭表面活性位点对异相还原NO影响很大。表面活性位点越多,越利于NO在焦炭表面发生化学吸附;并且NO脱除过程对活性位点有较强的依赖性,随着活性位点的增多,还原产物在焦炭表面脱附所需活化能越低,越利于NO脱除。探索了不同氧浓度下焦炭-NO的异相还原机理。结果表明,含一个羟基焦炭异相还原NO的决速步能垒值分别较不含羟基焦炭和含两个羟基焦炭异相还原NO的决速步能垒值低57.12 k J/mol和123.83 k J/mol,热力学结果表明氧对C-NO的促进作用存在临界现象,含一个羟基焦炭更利于NO还原。计算限速步速率常数发现,含两个羟基焦炭异相还原NO的决速步速率常数明显低于含一个羟基焦炭异相还原NO的决速步速率常数,从动力学层面揭示了低氧气氛下,微量氧浓度对NO脱除的促进和较高氧浓度对NO异相还原的抑制机理,为低NOx的深度分级燃烧提供理论支撑。分析了分级燃烧高温还原区氧和CO对焦炭异相还原N2O的影响机理。通过比较无氧和含氧焦炭表面N2O的异相反应,发现了氧的存在利于N2O在焦炭表面的吸附,但不利于N2O在焦炭表面的还原,也不利于还原产物N2在焦炭表面解吸。CO的存在可显着降低N2在焦炭表面解吸活化能,表明CO促进焦炭异相还原N2O。另一方面,焦炭显着降低了CO还原N2O的决速步能垒值,表明焦炭对CO还原N2O有显着促进作用,通过为CO和N2O提供反应活性位点,促进N2O的还原。综合分析明晰了CO和焦炭对N2O脱除的协同作用。CO与焦炭表面残余氧结合生成CO2,明显降低了氧直接解吸的活化能,利于CO2的释放。
靳倩倩[3]（2020）在《吡啶酰胺铁制备及其类芬顿体系降解二氯酚的效能与机理》文中研究指明氯酚类难降解污染物被广泛用于漂白剂、杀虫剂等产品,可通过各种途径对生态系统和生物个体产生威胁,如何消除水中的氯酚污染是近年来的研究热点。芬顿氧化技术具有氧化能力强、反应速率快、氧化剂H2O2无二次污染等优点,但存在反应需要酸性环境、Fe（Ⅲ）向Fe（Ⅱ）转化速率过慢、Fe（Ⅲ）沉淀造成污泥量大进而增加后续处理负担等缺陷。为了改善芬顿氧化技术的缺陷,向芬顿体系中添加配体被认为是可行的,但现存的配体仅从单方面改进了芬顿技术,例如,提高Fe（Ⅲ）或Fe（Ⅱ）在p H>3的溶解度、提升Fe（Ⅲ）向Fe（Ⅱ）的还原速率、采用草酸或氨基三乙酸等配体时需添加羟胺或者光照等辅助措施以提高污染物的降解效能等。本文围绕上述问题,优化制备了一种含氮电子供体的吡啶酰胺（dpa）配体,并进一步制备得到基于Fe-N配位键的络合物,用于构建吡啶酰胺铁类芬顿体系催化氧化降解水中氯酚污染物。从制备吡啶酰胺铁（Fe-dpa）催化剂出发,探究了吡啶酰胺配体结构、铁源种类、合成溶剂、有机碱及外加光照对催化剂活性的影响。利用多种表征手段对Fe-dpa进行结构和形貌分析,结果表明,以四个Fe-N配位键成功地在dpa分子中引入Fe,剩余的两个Fe-Cl键是易变位点,它们容易与H2O2发生配体交换进而与中心Fe离子键合,无需光照的激活即可开启催化氧化降解反应。选取2,4-二氯酚（2,4-DCP）为目标污染物,比较了Fe-dpa和芬顿试剂Fe的催化性能,结果表明,在p H 3.2的Fe（Ⅱ）/H2O2和Fe（Ⅲ）/H2O2体系中,2,4-DCP的去除率分别为89.5%和39.4%,而在p H 9.0的Fe（Ⅱ）-dpa/H2O2和Fe（Ⅲ）-dpa/H2O2体系中,2,4-DCP的去除率分别提升至98.8%和94.8%,并且Fe（Ⅱ）-dpa与Fe（Ⅲ）-dpa催化降解2,4-DCP的反应速率表现相当,这归因于dpa配体对Fe离子的络合能力和其自身的还原能力,dpa不仅使Fe离子在碱性条件下处于溶解态以保持活性,而且显着地提高了Fe（Ⅲ）向Fe（Ⅱ）的转换速率,使得体系维持了较高的总Fe和Fe（Ⅱ）浓度水平。此外,Fe-dpa对斑马鱼存活率和大白菜种子发芽率的毒性作用试验结果表明,Fe-dpa的生物毒性很低。采用优化制备的Fe-dpa构建Fe-dpa/H2O2类芬顿体系,并探究该体系的催化氧化除污染效能和反应机理,结果表明,dpa显着地促进了Fe离子的催化能力,Fe离子与dpa之间的协同作用将Fe离子的催化反应速率提高了941%,同时H2O2的活化效能和利用率也得到提升。Fe-dpa/H2O2体系对4-氯酚、2,4-DCP、2,4,6-三氯酚、2,3,4,6-四氯酚和五氯酚的降解具有一定的选择性,容易选择降解相对富电子的氯酚。Fe-dpa/H2O2体系的活性物质包括高价态铁氧化物（dpa-Fe（V）=O/dpa-Fe（IV）=O）、超氧自由基（O2-·）和羟基自由基（HO·）,它们对降解2,4-DCP的贡献率分别约为82.4%、14.3%和3.3%,这表明dpa-Fe（V）=O/dpa-Fe（IV）=O是主要的活性物质。利用Fe-dpa的电化学分析从电子转移角度揭示Fe-dpa与H2O2之间的相互作用,Fe-dpa与H2O2之间的电势差使得Fe-dpa催化H2O2的反应自发地进行。由于Fe-dpa/H2O2体系存在多种活性物质,2,4-DCP的去除率不受共存阴离子Cl-、SO42-、BrO32-、PO43-、NO3-和CO32-的干扰。但是,由于部分Fe-dpa在反应过程中处于可溶解态,这使得Fe-dpa的重复利用和回收效果不理想。为了提高Fe-dpa的重复利用性和回收性,通过酰胺基团（-NH-CO-）将Fe-dpa负载于SiO2的表面,探究了Fe-dpa的负载（≡dpa-Fe）及其强化降解2,4-DCP的效能与机理,结果表明,与p H 8.0下的Fe-dpa/H2O2体系相比,Fe-dpa@SiO2/H2O2体系将2,4-DCP的去除率由44.8%提升至95.0%,Fe-dpa和SiO2之间的协同作用将Fe-dpa的催化反应速率提高了135%,同时将Fe离子的催化反应速率提高了三个数量级,H2O2的活化率和利用率也分别提高了100%和18.3%。值得注意的是,以锚固状态在SiO2表面生成的高价态铁氧化物≡dpa-Fe（V）=O/≡dpa-Fe（IV）=O仍是主要的活性氧化物质。SiO2载体从两个方面强化了Fe-dpa的催化性能:一是SiO2使得活性位点≡dpa-Fe（V）=O/≡dpa-Fe（IV）=O被隔离,抑制了它们与H2O2的副反应,提高了Fe-dpa的催化活性;二是SiO2协助Fe-dpa抵抗了酸致其脱金属的作用,调控了Fe-dpa在中性p H附近的结构,增强了Fe-dpa的稳定性。由于Fe-dpa被负载于SiO2表面,≡dpa-Fe（V）=O/≡dpa-Fe（IV）=O对2,4-DCP的降解是一个异相反应过程,而HO·/O2-·free与HO·/O2-·ads之间存在一个界面迁移过程,因此,HO·和O2-·对2,4-DCP的降解涉及均相和异相两个反应过程。2,4-DCP的降解产物在反应溶液和催化剂表面的分布比例也证实了这一点。最后,2,4-DCP的去除率在Fe-dpa@SiO2三次连续循环使用中变化差异性小,反应前后Fe-dpa@SiO2的表面物化性质均未发生明显变化,并且≡dpa-Fe可回收利用,提高了Fe-dpa@SiO2在实际水处理应用中的价值。
孙志敏[4]（2020）在《g-C3N4泡沫的制备及其光催化还原CO2性能研究》文中研究指明g-C3N4作为一种非金属半导体光催化剂,具有独特的能带结构、良好的物理化学稳定性和易于制备等优势,在光催化的各个领域都已得到广泛研究和应用,这也使得g-C3N4在光催化还原CO2具有相当大的开发前景。然而,g-C3N4在气-固异相光催化还原CO2反应中存在对CO2气体吸附和传输能力不足以及光生载流子复合几率高的缺陷。因此,设计在气-固异相光催化还原CO2中具有高效光催化活性的g-C3N4基光催化剂具有十分重要的意义。本论文在g-C3N4光半导体基础上,一方面通过三维多孔结构设计构筑具有发达微米孔结构的g-C3N4泡沫,改善CO2的吸附和传输;另一方面,在纳米尺度上进行异质结结构的设计,提升光生电子-空穴对分离效率。系统研究了材料的物相组成、显微结构、CO2吸附性能和光催化还原CO2性能,并结合光电化学测试、瞬/稳态荧光光谱、原位红外光谱和第一性原理模拟计算等手段来研究材料显微结构和异质结组成对光催化还原CO2性能的影响。相关研究工作如下:（1）通过表面活性剂发泡和凝胶注模相结合的技术制备了具有三维多孔结构的g-C3N4泡沫,并结合微波还原法将Cu纳米颗粒均匀负载到g-C3N4泡沫基体中,制备得到Cu NPs/g-C3N4泡沫复合光催化剂（Cu/CF）。对复合光催化剂的结构和光催化还原CO2性能进行分析,结果表明所制备的Cu/CF具有发达的微米孔结构,可有效提升体系的CO2吸附能力,其CO2吸附容量约为g-C3N4粉末的2.7倍;瞬/稳态荧光光谱、光电化学测试结果显示,g-C3N4-Cu异质结的构筑抑制了光生载流子的复合,提升了光催化还原CO2性能,Cu/CF的CO产率达到10.247μmol·g-1·h-1,约为原始g-C3N4泡沫和g-C3N4粉末的2.56倍和6.34倍。（2）在上述制备的g-C3N4泡沫基础上,通过化学镀铜和化学氧化技术将Cu（OH）2纳米片均匀负载到g-C3N4泡沫中,制备Cu（OH）2 Nanosheets/g-C3N4泡沫复合光催化剂（Cu（OH）2/CF）。旨在利用Cu（OH）2纳米片二维结构增大与g-C3N4之间的异质结界面,以提升光生载流子的分离效率。研究结果表明,Cu（OH）2纳米片大量均匀的分散在g-C3N4泡沫孔壁,复合试样表现出明显的荧光萃灭效应,且光电流相比于g-C3N4泡沫有所提高,表明异质结的构筑改善了光生载流子的分离效率;Cu（OH）2/CF试样的CO产率达到11.041μmol·g-1·h-1,约为原始g-C3N4泡沫和g-C3N4粉末的2.76倍和6.83倍。（3）通过光还原负载手段将Cu2O QDs均匀的负载到g-C3N4泡沫表面,制备得到Cu2O QDs/g-C3N4泡沫复合光催化剂（Cu2O QDs/CF）。旨在利用Cu2O QDs与g-C3N4间的半导体异质结提升电荷分离效率和光催化稳定性。结果表明,Cu2O QDs/CF的CO产率达到11.543μmol·g-1·h-1,约为原始g-C3N4泡沫和g-C3N4粉末的2.89倍和7.13倍,CO的产物选择性高达98%,且样品在五次光催化反应后依旧保留了91%的光催化活性。瞬/稳态荧光测试和光电化学测试的结果表明,g-C3N4与Cu2O QDs间紧密的异质结界面可以作为有效的电荷传输通道,这既使体系具备了高效的光催化活性,同时抑制了Cu2O QDs被光生空穴的腐蚀以保证体系具备优异的光催化稳定性;第一性原理的计算结果也表明体系具有对CO2反应物有效的吸附活化作用和对CO产物良好的脱附作用,g-C3N4泡沫与Cu2O QDs之间的协同作用有效地提高了体系光催化还原CO2效率和稳定性。
宾琼[5]（2020）在《三维石墨烯负载硫化纳米零价铁对水中污染物的去除研究》文中指出随着工业化进程的发展,水体污染越来严重,污染水体的修复技术也越来越受到广泛的关注。其中有机物污染物由于其持久性、难降解、强致癌致畸性,传统的水处理方法几乎不能将其降解,因此对有机污染物的处理一直是水处理领域中的难点。自纳米零价铁（nZVI）问世以来,其极强的活性、对污染物处理的普适性,特别是对含氯有机烃有着极强的脱氯能力,能将有机污染物降解为低毒、小分子的代谢产物。同时,对染料废水也具有催化降解的作用,将染料废水矿化成二氧化碳和水,因而引起了人们的广泛关注。但是nZVI具有易氧化、易团聚、反应活性差等问题,因此需对nZVI进行修饰改性,增强其稳定性、分散性等。本文采取液相还原的方法,对nZVI进行硫化处理,并将硫化修饰的nZVI负载在电子传输效率高、易回收的三维石墨烯片层上（S-nZVI/GA）。通过一系列的表征手段对复合材料进行结构与性能分析;通过S-nZVI/GA与模拟废水中含三氯乙烯（TCE）、罗丹明B（RhB）的反应批实验,研究了S-nZVI/GA的反应活性。取得的主要结论如下:（1）SEM及TEM的表征结果显示S-nZVI具有明显的核壳结构,呈链状团聚在一起,当负载在GA上后,S-nZVI纳米颗粒均匀的分散在GA的片层结构中。BET测试可以得出,S-nZVI/GA的比表面积大约为S-nZVI的14倍。通过电化学测试的结果,可以得出S-nZVI/GA具有最小的阻抗,最优的电子传输效率。（2）S-nZVI/GA对模拟废水中的TCE具有很好的去除作用。S-nZVI/GA在50分钟内对TCE的去除效果能够达到95%,而纯的S-nZVI在120分钟内也仅仅为75%。并且随着溶液初始pH值、温度的升高,TCE的去除率也逐渐升高。根据动力学模拟,得出S-nZVI/GA去除TCE符合拟一级动力学模型。（3）S-nZVI/GA不仅对TCE具有很好的去除效果,同时通过活化过硫酸盐（PS）对模拟废水中的RhB污染物也具有很好的催化降解作用。S-nZVI/GA在10分钟内对RhB的去除效果能够达到99%。并且随着溶液初始pH值的升高,RhB的降解效率逐渐下降;共存离子对RhB的降解均起抑制作用;通过循环实验可以知道S-nZVI/GA具有很好的循环使用性能,自由基捕获实验可以得出负责RhB降解的主要自由基是SO4·-。综上所述,本论文合成的S-nZVI/GA具有反应活性高、循环使用性能好,易回收等优点,为去除水中有机污染物提供了崭新的思路。
王志鹏[6]（2019）在《NOx和SO2在Ca（OH）2表面脱除机理与应用研究》文中提出低温同时脱硫脱硝技术是在半干法脱硫基础上,实现NOx和SO2的协同脱除,为此需要详细研究NOx、SO2在Ca（OH）2等吸收剂表面的脱除反应路径且要提高协同脱除效率,以此为背景本文研究了NOx、SO2协同脱除过程气固反应机制。首先通过原位漫反射装置测定Ca（OH）2和NOx、SO2反应的产物的光谱,分析产物成分和结构;其次用固定床实验平台研究了协同脱除效率,反应物和产物生成和消耗比例,研究温度、O2等的影响,通过间歇性通断气相反应物,研究NOx/SO2和Ca（OH）2反应过程,本文提出了详细的气相转化反应路径,从气固反应的角度角度解释反应机理;然后建立了固定床脱硫脱硝的反应模型,拟合了实验数据,获得了扩散系数、反应速率常数、衰减因子等参数,验证了反应机理,用DFT计算从微观角度解释了NOx和SO2协同脱除机理;最后通过工业化试验和应用验证了协同脱除新工艺。本文发现NO2的脱除是两个NO2先发生歧化反应,然后再和Ca（OH）2发生酸碱反应生成产物,反应前期生成Ca（NO2）（NO3）,随后被NO2氧化成Ca（NO3）2。随着反应的进行产物结构经历了表面桥式硝酸盐→双齿硝酸盐→单齿硝酸盐→体相硝酸盐的变化。NO2的反应级数约等于2,NO2的脱除分两部分,N2O4反应以及两个NO2的反应。NO2能氧化Ca（NO2）2,但却很难氧化Ca SO3。NO和Ca（OH）2反应弱,产物为亚硝酸-硝基物种以及硝酸盐物种。NOx、SO2在Ca（OH）2表面协同脱除时,产物主要是Ca（NO3）2和Ca SO4,从反应物到终产物之间存在硫和氮的含氧酸盐的多分子的活性中间体,中间体分解生成终产物。1000～850cm-1之间的红外光谱先快速上升然后下降,即Ca SO3会部分的被氧化。NO和NO2可形成协同脱除。无O2时NO2和SO2协同脱除时,NO2转化成NO。O2对Ca（OH）2和SO2反应生成Ca SO3的过程无影响,但有O2时反应生成了更多的Ca SO4。Ca（NO2）2和SO2反应产物是Ca S2O6。SO2脱除过程中能同时脱除NO,1分子的NO和1分子的SO2结合。SO2或NO2时“倒扣”着吸附在Ca2+位上时,和Ca2+相邻的O2-位能协同吸附NO2或NO。在模型研究方面,提出了成核膨胀共模型用于修正反应面积,可以更好拟合有扩散影响的实验数据。本文提出了分段协同脱除工艺,形成高SO2区域,实现了SO2和NOx的高效协同脱除,形成了基于半干法的同时脱硫脱硝新工艺。
夏琦兴[7]（2019）在《铁基类芬顿催化剂的制备及降解苯酚性能研究》文中研究表明酚类污染物具有稳定的苯环结构,普通水处理技术难以对其彻底降解。作为高级氧化技术的一种,类芬顿技术具有操作简单,处理条件温和、反应可控和氧化能力突出等特点,适合处理含酚污水。但类芬顿催化剂存在中性条件下活性差、循环性能不够理想等问题。另外,现有类芬顿催化剂多为纳米材料,使用时易发生团聚,影响循环利用。因此,开发一种简单易得、催化活性高、适用pH范围大和分散性好的类芬顿催化剂成为水处理领域重要的目标之一。利用电化学还原技术制备了多级枝状零价铁（zero valence iron,ZVI）。ZVI整体为微米级,分杈为纳米级,比表面积41 m2/g,在水中分散良好。通过苯酚降解实验来评价材料的类芬顿降解性能。ZVI催化活性显着,但表面易钝化,导致循环使用性能下降。通过调节电解液组分制得Fe-Cu合金,改良材料的催化活性和循环稳定性。Fe-Cu合金存在两种Cu原子:Fe晶胞中的Cu杂质原子和独立Cu相。Cu原子能促进≡Fe3+/≡Fe2+的循环,抑制催化剂表面钝化。在pH 4.0,0.10 g/L催化剂投料量,6 mmol/L H2O2的条件下,Fe-25Cu连续循环10次,60min时苯酚的去除率均达95%以上。但是,中性条件下,ZVI和Fe-Cu合金无降解性能。采用电化学还原/溶剂热法,通过调整乙醇/水比来控制样品中Fe3O4的含量,制得了无定形碳负载的Fe@Fe3O4材料和Fe-Cu@Fe3O4材料。乙醇热裂解形成无定型碳和众多极性官能团,负载在材料表面,对H2O2和苯酚的极性吸附有利。无定形碳负载Fe@Fe3O4材料在pH 4.0条件下,具有出色的催化活性和循环稳定性,这归因于碳促进≡Fe3+还原为≡Fe2+,加速类芬顿降解反应,但材料在中性条件下无活性。而无定形碳负载Fe-Cu@Fe3O4材料可在pH 4.0和中性条件下降解苯酚,其降解过程包括铁芬顿反应和铜芬顿反应:酸性条件下,铁芬顿反应和铜芬顿反应均能发生,且前者发挥主要作用;中性条件下,铁芬顿反应被严重抑制,此时催化活性主要来源于铜芬顿反应。但是,材料中的Cu在降解过程中易流失,导致催化稳定性下降。在电化学还原/溶剂热法的基础上,添加葡萄糖作为碳量子点前驱体,制备了碳量子点（carbon quantum dots,CQDs）负载的Fe@Fe3O4材料和Fe-Cu@Fe3O4材料。CQDs具有强还原性,在Fe@Fe3O4表面的可诱导Fe3O4中的低价态Fe取代高价态Fe,形成氧空位（oxygen vacancies,OVs）。苯酚降解过程中,CQDs可促进≡Fe3+/≡Fe2+的循环,又能吸引极性反应物到活性位点附近;OVs能够拉伸并弱化H2O2中的O-O键,降低H2O2转化为·OH的活化能,又能够与H2O分子作用来提高样品在中性条件的催化活性。在160℃温度下制备的碳量子点负载Fe@Fe3O4材料（EG160）,在0.10 g/L催化剂投料量、pH 6.0条件下,60 min即可去除95%的苯酚。EG160具有催化活性高、循环稳定性好、适用pH范围广和金属离子溶出小等优点,是本课题获得的综合性能最好的类芬顿催化剂。但是,由于在Fe-Cu@Fe3O4材料中Cu组分的作用,导致CQDs无法在Fe-Cu@Fe3O4材料表面诱导形成OVs,因而其类芬顿催化活性远低于EG160。
王帅[8]（2019）在《流化床内稠密气固两相反应流的欧拉-拉格朗日数值模拟研究》文中研究说明稠密气固两相反应系统广泛存在于能源、化工和冶金等工业领域之中,其内涉及多尺度、多场和多物理过程的强烈耦合。随着计算机硬件和算法的快速发展,计算流体力学作为理论分析和实验测量的重要补充方法得到越来越广泛的应用,其充分而全面地再现了稠密气固两相反应系统内的流动和传热传质特性。本文基于欧拉-拉格朗日理论框架,发展了适用于稠密气固两相反应流的大规模并行CFD-DEM和MP-PIC计算平台,并耦合了适用于多分散性颗粒系统的传热模型（颗粒-颗粒导热、颗粒-流体-颗粒导热、颗粒-流体对流传热和颗粒辐射传热）、热解模型、焦炭转化模型、均相/异相反应模型、缩核模型和污染物生成模型等子模型。采用该方法对工业实际中常见的几种流态化设备内的气固流动、传热传质、化学反应以及污染物生成等进行了研究。研究内容主要包含以下三个部分。第一部分采用CFD-DEM方法开展了循环流化床的全三维数值模拟,研究了流化风速和环状构件对循环流化床内宏观气固特性以及颗粒输运特性（颗粒混合和耗散、颗粒停留时间、颗粒循环流率、颗粒受力和速度、颗粒拟温度等）的影响。改变流化风速可以使循环流化床处于两种流态:快速流态化和稀相输运状态。环状构件采用了四种布置方式,除了固相浓度和压强分布外,重点考察了构件数量和间距对系统性能的影响。第二部分开展了循环流化床结构优化和放大设计的研究。对于双侧返料循环流化床而言,首先基于瞬时压降和流量变化确定系统达到动态稳定的时间。随后,研究了宏观气固流动特性以及压强信号特征,并探究了不同操作工况对颗粒停留时间的影响。此外,分析了快速流态化和稀相输运状态下提升管内的固相返混特性。最后,研究了双侧返料结构对提升管内气固流动非均匀性的改善。对于六个旋风分离器并联布置的循环流化床而言,首先研究了旋风分离器不同的布置方式对气固流动的影响,获得了压强的整床分布,分析了分离器内物料分配的不均匀性。其次,研究了提升管内的颗粒聚团行为。最后,获得了丰富的颗粒尺度信息,如返混强度、耗散强度、颗粒受力、颗粒旋转等。第三部分开展了循环流化床内传热传质、化学反应和污染物生成的研究。首先将CFDDEM方法和传热模型耦合,在单颗粒的基础上对颗粒-颗粒导热、颗粒-流体-颗粒导热以及颗粒-流体对流传热模型进行了检验。在准二维鼓泡床上对传热模型进行了验证,并研究了三种传热机制的占比。随后将模型应用于全三维的循环流化床内气固传热的模拟,研究了颗粒温度的演变规律以及旋风分离器壁面的磨损。其次,在传热模型的基础上将CFDDEM方法进一步和化学反应模型相耦合,全面考虑了颗粒-颗粒/壁面碰撞、湍流、传热传质、辐射、颗粒缩核、热解、均相和异相反应等,并对流化床反应器内的生物质气化过程进行了数值模拟。最后,通过实验室尺度的串行流化床燃料反应器部分的全三维数值模拟对MP-PIC方法进行了验证,并研究了床温、水蒸气/生物质比和燃料种类对气化性能的影响。随之,在此基础上耦合了污染物生成模型,对浙江大学能源工程学院热能所的0.5 MW中试尺度的循环流化床煤和垃圾衍生燃料（Refuse derived fuel,RDF）混烧过程进行了全三维数值模拟,全面揭示了床内整场气固流动、燃烧和污染物生成特性。
王玲玉[9]（2019）在《典型单萜烯化合物大气氧化机理的理论研究》文中研究指明单萜烯（Monoterpenes,MTs）化合物是一类非常重要的天然源挥发性有机化合物,由于其来源不可控,且又是大气中O3和二次有机气溶胶形成的重要前体物,明确其大气氧化机理对于研究该类化合物对环境的影响和制定污染防治措施有重要的现实意义,因此补充和完善其大气氧化机理是目前工作的重中之重。但是由于反应的复杂性,使得关于单萜烯的实验研究面临许多问题:如反应过程中产生的大量自由基中间体由于寿命短且浓度低而难以检测;目前可利用的检测方法和仪器无法确定一些结构复杂的产物,因而造成产物信息严重缺失,如柠檬烯与O3反应中碳平衡不足10%;臭氧化反应中产生的OH自由基可能会引发二次反应进而影响产物的定性和定量等。尽管已有大量的研究,但单萜烯的氧化机理仍然存在诸多问题。鉴于实验检测的不足,理论研究变得越来越重要:通过理论计算可以确定反应中存在的若干自由基中间体,并以此为基础来预测可能形成的产物类型。本论文采用高水平的量子化学计算并结合单分子反应理论（Rice-Ramsperger-Kassel-Marcus,RRKM）计算,研究了桧烯（sabinene）与3-蒈烯（3-carene）的大气氧化反应机理,预测了主要的反应通道和产物产率等,通过与实验结果进行比较得到了更加准确的反应机理,主要研究成果如下:1、桧烯与臭氧反应的大气氧化机理桧烯是大气中天然来源的单萜烯之一,与O3的反应是其在白天的重要去除途径之一,反应会导致二次有机气溶胶的形成。我们采用量子化学计算和反应动力学计算研究了桧烯与O3的气相氧化反应机理。反应开始形成两个高激发的初级臭氧化物（Primary Ozonide,POZ）,随后发生分解生成CH2O+sabinaketone和CH2O+两个Criegee中间体（Criegee Intermediates,CI-1和CI-2）。在298 K和760 Torr的条件下,三种分解途径中的主要产物sabinaketone、CI-1和CI-2的分支比分别为17%、45%和38%。计算表明,碰撞稳定后的CI-1将以2700 s–1的速率进行分子内氢原子迁移反应生成乙烯基氢过氧化物（Vinyl HydroPeroxide,VHP）,随后VHP会快速分解生成OH自由基和Vinoxy类型的自由基（VTR）;碰撞稳定后的CI-2将以0.97 s–1的单分子速率缓慢异构化为双环氧乙烷（Dioxirane）。在大气中,CI-2将主要与水和水的二聚体发生反应,形成α-羟烷基氢过氧化物（αHAHPs）,然后经异相催化过程分解为sabinaketone和过氧化氢（H2O2）。在干燥寒冷的大气条件下,CI-2与SO2的反应也将会变的重要。来自最初POZs*分解和αHAHPs二次反应生成的sabinaketone的总产率为47%,与前人的实验测量值35%50%一致。由CI-1形成的OH自由基产率可达到44%,与前人报道的值（33±6）%一致。VTR自由基将会进一步反应形成含有羧基和/或羰基的高度氧化的多官能团化合物（Highly Oxidized Multifunctional Organic Compounds,HOMs）,对SOA的形成具有重要贡献,有待后续研究。2、桧烯与OH自由基反应的大气氧化机理通过在CBS-QB3水平上的量子化学势能面计算,结合过渡态理论和单分子速率理论结合碰撞能量转移模型（RRKM-ME）的反应动力学计算,研究了由OH自由基引发的桧烯大气氧化反应机理。反应可由OH自由基加成到碳碳双键上引发,也可由OH自由基夺取碳链上的氢原子而引发,通过比较桧烯和sabinaketone分别与OH自由基反应的速率系数,可得到加成和夺氢两种反应通道所占的分支比分别为92-96%和4-8%。OH加成到=C<碳上形成自由基加合物Ra,而加成到末端CH2=碳上则形成自由基加合物Rb,Rb将迅速断开三元环结构生成Re自由基。298 K和760 Torr时,RRKM-ME计算发现顺式-Ra,反式-Ra和Re基团的产率分别为0.40、0.09和0.51。在大气中,顺/反式-Ra基团最终会在ppbv水平NO的存在下被转化为sabinaketone,而在Re基团反应过程中形成的过氧自由基,其单分子H-迁移反应和双分子反应会发生竞争。过氧自由基中的H-迁移过程最终导致含有羰基、羟基和/或羧基基团的不饱和多官能团化合物的形成。在高NO浓度条件下,由顺式-和反式-Ra生成的sabinaketone和由Re自由基生成的丙酮产率分别为0.37和0.38,分别大于实验中得到的值0.19-0.23和0.21-0.27,但又在合理的误差范围内。3、3-蒈烯与O3反应的大气氧化机理使用高水平的量子化学计算和动力学计算研究了3-蒈烯的气相臭氧化反应机理。反应遵循已知的Criegee机理,即O3首先加成到>C=C<键上,随后发生一系列单分子异构化反应,即3-蒈烯+O3→POZs*（初级臭氧化物）→CIs*（Criegee中间体,在此有4个构象异构体）→Ps（产物）。在该反应过程中,反应中间体POZs*和CIs*中保留的大量过多能量会导致它们发生迅速的单分子异构化反应。在298 K和760 Torr条件下,仅有4%的CI*能通过碰撞稳定下来。RRKM-ME计算结果表明,CIs*经分子内氢迁移得到的VHP*将进一步解离为VTR和OH自由基,产物SOZs*也将发生分子内异构化反应生成3-caronic酸,但Dioxirane*将会通过碰撞稳定下来。OH自由基的摩尔产率在0.56到0.59范围内,与实验测量得到的值1.06（不确定因子为1.5）符合的较好。
吴波[10]（2018）在《双氧水/铁基材料异相芬顿反应耦合氨基溶液同时脱硫脱硝机理研究》文中提出煤炭是我国最重要一次能源,燃煤发电在工业生产和生活用电中占有主要的地位。煤炭燃烧的过程中会释放多种污染物。典型的燃煤烟气污染物,如SO2、NO和NO2,在大气环境中会发生一系列化学反应,造成酸雨、光化学烟雾和臭氧层破坏等环境问题,对人类的生命健康产生严重的危害。目前,电厂燃煤锅炉通常采用选择性催化还原技术和石灰石石膏法技术,分别脱除锅炉尾气中的氮氧化物和硫氧化物。上述单独脱除技术存在占地面积大,投资和运行成本高,失活催化剂作为固体废弃物难以处理等严重缺陷。因此,开发和研究多种污染物一体化协同脱除技术具有十分重要的理论意义和工程应用价值。本文提出了一种针对燃煤烟气中硫氧化物和氮氧化物的“分级吸收”工艺,即基于H2O2/铁基材料异相芬顿反应耦合氨基吸收溶液同时脱硫脱硝工艺。其过程可描述为,燃煤烟气中SO2在一级吸收塔中被氨基溶液吸收脱除,脱硫后的烟气与雾化的H2O2混合并通过催化反应器,实现对NO的高效氧化,氧化后的氮氧化物在二级吸收塔中被来自一级脱硫塔的氨基吸收溶液吸收脱除。基于该新工艺,本课题对液相吸收和气相氧化两个部分开展了实验和机理研究。（1）该新工艺中两级吸收塔内的氨基溶液可以高效脱除烟气中SO2和NO2,但难以脱除NO。在自行搭建的鼓泡床内,探究了操作参数对氨基溶液脱除SO2和NO2的影响,并结合热力学计算数据和气液传质-反应动力学模型,揭示了氨基溶液脱除SO2和NO2的反应机理。一级吸收塔内的氨基溶液脱硫实验结果表明,在所有实验工况下,10wt.%的尿素溶液和5wt.%尿素/5wt.%亚硫酸铵溶液均能高效吸收烟气中的SO2,但对于NO的脱除效率较低。二级吸收塔内的氨基溶液脱除NO2实验结果表明,含有亚硫酸铵的氨基溶液可以高效脱除烟气中的NO2。产物的表征结果显示亚硫酸铵还原NO2是氨基溶液脱除NO2的主要反应。在NO2脱除试验的基础上,从热力学和动力学层面分别深入探讨了NO2脱除过程。在热力学层面,不同反应温度下的热力学数据显示,在20℃到90℃范围内,只有NO和NO2能在气相中能稳定存在,液相中亚硫酸铵直接还原HNO2和NO2生成N2是二级吸收塔中的主要脱硝反应。50℃溶液的NO2-H2SO3-NH3-H2O反应系统电位-pH图表明,在pH从-7到14的范围内,气相的NO2和液相的NO2-均可被SO32-还原成N2。在动力学层面,采用经典的化学法和Danckwerts标绘测定了反应器的气液传质参数,基于双膜理论建立气液吸收动力学模型,计算了NO2的吸收速率和反应速率常数,结合八田数（Ha数）对NO2脱除过程进行了分析。动力学结果表明:5wt.%尿素/5wt.%亚硫酸铵溶液吸收NO2的反应为快速拟一级反应。通过拟合实验数据获得了NO2脱除反应的拟一级反应速率常数经验表达式及NO2吸收速率方程,NO2吸收速率方程可以较好地模拟氨基溶液脱除NO2的动力学过程。（2）该新工艺中将气相H2O2/Fe2O3异相芬顿反应预氧化系统和氨基溶液吸收系统耦合可以高效氧化并脱除烟气中NO,并深入探究了其中的催化机理。探究气相H2O2/Fe2O3异相芬顿反应耦合氨基溶液脱硝系统内关键操作参数对NO脱除效率的影响。在烟气流量为1.5L/min,NO浓度为530ppm,O2浓度为7%,催化剂用量为2g,H2O2溶液浓度为2mol/L,H2O2溶液进液速率为5mL/h,烟气预热温度为140℃,雾化温度为140℃,催化温度为140℃的实验条件下,2小时内基本保持78%的脱硝效率。在操作参数实验的基础上,根据液相产物分析和物质平衡计算推理了主要的脱硝反应路径。通过考察了Fe2O3/典型载体（Al2O3和SiO2）、典型含铁尖晶石（ZnFe2O4、NiFe2O4和CuFe2O4）以及典型含铁钙钛矿(LaFeO3和La0.85FeO3)的脱硝能力,对催化剂做了初步的探究和筛选。实验结果表明:钙钛矿类催化剂的脱硝性能较好。分别从自由基检测、热力学计算、产物分析、催化剂理化特性离线分析和机理反应动力学的角度,深入探讨了Fe2O3催化H2O2分解氧化NO的反应机理。自由基检测实验和自由基牺牲实验显示,催化剂表面生成的·OH是氧化脱除NO的关键。热力学计算和氧化实验结果表明,NO2和HNO3为主要氧化产物。基于现代表征手段（XRD、FTIR、SEM-EDX和XPS）分析了反应前后Fe2O3催化剂表面理化特性变化。XRD表征分析明确了催化剂的晶体结构在2小时反应期间保持稳定;XPS表征结果显示H2O2在Fe2O3上的分解遵循基于Fe的Haber-Weiss反应机理。“吸附-反应-脱附”的催化机理动力学研究表明NO氧化过程遵循H2O2吸附的Eley-Rideal催化反应模型,即NO的氧化反应是H2O2首先在催化剂表面吸附活化形成活性中间体,然后NO与活性中间体作用形成最终产物的过程。（3）针对催化剂筛选实验中脱硝能力较好的镧铁钙钛矿催化剂,制备并考察了钙掺杂镧铁钙钛矿La1-xCaxFeO3（x=0,0.1,0.3和0.5）的脱硝能力,建立了相应的构效关系,阐明了可能存在的两种表面催化机理。脱硝试验和氧化烟气中氮氧化物成分分析表明:随着催化剂中Ca掺杂量的增加,NO脱除效率降低,氧化烟气中的NO浓度增加,而NO2浓度和HNO3浓度降低。研究结果表明,Ca掺杂量的增加会降低镧铁钙钛矿的脱硝能力。通过KMnO4滴定和ESR光谱实验,考察了催化剂对H2O2分解速率和·OH浓度的影响,结果明确了随着Ca掺杂含量的增加促进了H2O2的分解,但却抑制了·OH的生成。基于多种现代表征手段,深入探究了Ca的掺杂后催化剂表面理化特性的变化,结果显示Ca掺杂量的增加导致镧铁钙钛矿表面氧空位浓度升高。基于对催化剂理化特性、·OH生成浓度、H2O2分解规律和脱硝效率的深入分析及关联,Ca掺杂对脱硝效率的抑制机理可阐述如下:对于钙掺杂的镧铁钙钛矿,H2O2在氧空位上通过表面反应机理分解产生O2和H2O,该过程抑制了H2O2分解产生·OH的反应,造成NO脱除效率的降低。（4）针对高硫烟气,考察了H2O2/Fe2（SO4）3异相芬顿反应耦合氨基溶液的脱硫脱硝能力,探究了高浓度SO2对于NO脱除的促进机理。操作参数优化实验显示:在SO2浓度为2000ppm,NO浓度为500ppm,O2浓度为7%,催化剂温度为140℃,H2O2浓度为1mol/L,H2O2流量为5mL/h,催化剂用量为2g的实验条件下,脱硫和脱硝效率分别为99.8%和92.5%。对比单独脱硝和同时脱硫脱硝实验显示,SO2的加入有利于NO的脱除。结合XPS表征分析对于其中的机理阐述如下:SO2促进了Fe2（SO4）3催化剂表面氧空位的形成,导致Fe（III）转化为Fe（II）。相比基于Haber-Weiss反应机理产生·OH的方式,≡Fe（II）-OH催化分解H2O2产生·OH的速率更快,同时也消耗更少的H2O2,这说明在该反应体系中,SO2对于NO的脱除具有促进作用。针对连续12小时实验中脱硝效率下降的问题,SEM-EDX表征结果显示:Fe2（SO4）3催化剂在反应过程中严重的颗粒团聚可能是造成脱硝效率降低的主要原因。
二、臭氧催化分解异相反应新机理（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、臭氧催化分解异相反应新机理（论文提纲范文）
（1）铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 污水降解技术概述 |
| 1.2.1 污染物状况分析 |
| 1.2.2 污水处理方法分析 |
| 1.2.3 高级氧化技术研究现状 |
| 1.3 芬顿氧化技术概述 |
| 1.3.1 均相芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.3.2 异相类芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.3.3 辅助芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.4 论文的研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 Fe~(2+)/H_2O_2均相芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与装置 |
| 2.1.3 实验设计与分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 化学热力学分析 |
| 2.2.2 放热路径分析 |
| 2.2.3 Fe~(2+)/H_2O_2体系的放热性能 |
| 2.2.4 Fe~(2+)/H_2O_2体系的降解性能 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 Fe~(3+)/H_2O_2均相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器与装置 |
| 3.1.3 实验设计与分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Fe~(3+)/H_2O_2体系的降解性能 |
| 3.2.2 Fe~(3+)/H_2O_2体系的放热性能 |
| 3.2.3 Fe~(3+)/H_2O_2体系的反应机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2异相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与材料 |
| 4.1.2 实验仪器与装置 |
| 4.1.3 改性半焦的制备 |
| 4.1.4 Fe_2O_3@MSCe的制备与表征 |
| 4.1.5 实验设计与分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的降解性能 |
| 4.2.2 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的放热性能 |
| 4.2.3 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的反应机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2异相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂与材料 |
| 5.1.2 实验仪器与装置 |
| 5.1.3 Fe_3O_4@MSCe的制备与表征 |
| 5.1.4 实验设计与分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的降解性能 |
| 5.2.2 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的放热性能 |
| 5.2.3 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的反应机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 铁基芬顿降解放热机理 |
| 6.1 铁基芬顿降解放热的宏观规律研究 |
| 6.1.1 铁基芬顿放热量的宏观影响因素及规律 |
| 6.1.2 铁基芬顿体系反应速率的宏观影响因素及规律 |
| 6.2 铁基芬顿降解放热的微观机理研究 |
| 6.2.1 OPD在铁基芬顿降解放热过程的作用机理 |
| 6.2.2 ·OH自由基反应路径对铁基芬顿降解放热性能的影响机理 |
| 6.3 本章小节 |
| 第7章 全文总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（2）煤燃烧过程中NOx前驱物析出特性及焦炭-NO/N2O异相还原机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 NO_x的排放 |
| 1.1.2 NO_x的生成 |
| 1.1.2.1 挥发分氮向NO_x的迁移转化 |
| 1.1.2.2 焦炭氮向NO_x的迁移转化 |
| 1.3 NO_x排放控制技术 |
| 1.3.1 低氮燃烧技术 |
| 1.3.2 烟气脱硝技术 |
| 1.4 NO_x异相还原研究现状 |
| 1.4.1 NO异相还原的研究现状 |
| 1.4.2 基于量子化学NO异相还原机理的研究 |
| 1.5 本文主要研究内容 |
| 第2章 金属催化煤热解生成NO_x前驱物的机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 热重-质谱实验 |
| 2.2.1 样品制备 |
| 2.2.2 实验过程 |
| 2.3 Ca对煤NO_x前驱物释放特性影响的实验研究 |
| 2.3.1 Ca对煤热解过程的影响 |
| 2.3.2 Ca对煤NO_x前驱物析出特性的影响 |
| 2.4 Ca存在下煤NO_x前驱物NH_3和HCN生成机理分析 |
| 2.4.1 计算模型 |
| 2.4.2 计算方法 |
| 2.4.3 Ca对煤N迁移生成NH_3的影响机理 |
| 2.4.4 Ca对煤N迁移生成HCN的影响机理 |
| 2.5 Fe对煤NO_x前驱物释放特性影响的实验研究 |
| 2.5.1 Fe对煤热解过程的影响 |
| 2.5.2 Fe对NO_x前驱物析出特性的影响 |
| 2.6 Fe存在下煤NO_x前驱物NH_3和HCN生成机理分析 |
| 2.6.1 模型选择及计算方法 |
| 2.6.2 Fe对煤N迁移生成NH_3的影响机理 |
| 2.6.3 Fe对煤N迁移生成HCN的影响机理 |
| 2.6.4 Fe参与下煤生成NH_3和HCN的动力学分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 无氧/低氧环境中焦炭N的迁移转化特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 焦炭氮模型与计算方法 |
| 3.2.1 焦炭氮模型 |
| 3.2.2 计算方法 |
| 3.3 NO存在下armchair型焦炭氮中N的迁移转化机理 |
| 3.3.1 路径一(NO首先在吡啶氮环表面吸附) |
| 3.3.2 路径二(N首先在吡啶氮环中剥离) |
| 3.4 NO存在下zigzag型焦炭氮中N的迁移转化机理 |
| 3.4.1 路径一(NO首先在吡啶氮环表面吸附) |
| 3.4.2 路径二(N首先在吡啶氮环中剥离) |
| 3.5 低氧条件下armchair型焦炭氮(R3)的转化特性 |
| 3.5.1 路径一(CO和N_2的形成) |
| 3.5.2 路径二(CO和N_2O的形成) |
| 3.6 低氧条件下zigzag型焦炭氮(R4)的转化特性 |
| 3.6.1 路径一(CO_2和N_2的形成) |
| 3.6.2 路径二(CO和N_2的形成) |
| 3.7 NO存在下焦炭氮模型N迁移转化的分析及氧对其转化过程的影响机理 |
| 3.7.1 NO存在下两种焦炭氮模型N迁移转化的比较 |
| 3.7.2 氧对焦炭N转化过程的影响机理 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 焦炭活性位点对NO还原的影响机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 焦炭模型与计算方法 |
| 4.3 不同模型尺寸下焦炭-NO异相作用机理 |
| 4.3.1 5个芳香环簇组成的锯齿形碳基(R1)表面的NO异相还原机理 |
| 4.3.2 焦炭模型尺寸对NO异相还原机理的影响 |
| 4.3.3 不同焦炭模型尺寸下NO异相还原的动力学分析 |
| 4.4 焦炭活性位点对NO异相还原的影响 |
| 4.4.1 模型及方法 |
| 4.4.2 两个活性位点焦炭(R1*)与NO的异相还原机理 |
| 4.4.3 三个活性位点焦炭(R2*)与NO的异相还原机理 |
| 4.4.4 四个活性位点焦炭(R3*)与NO的异相还原机理 |
| 4.4.5 不同活性位点下焦炭-NO异相还原的热力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 氧浓度对焦炭异相还原NO的影响机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 焦炭模型与计算方法 |
| 5.3 含一个羟基zigzag焦炭模型(R1)异相还原NO机理 |
| 5.3.1 新活性位点的形成 |
| 5.3.2 NO的吸附及在新活性位点的还原 |
| 5.4 含两个羟基zigzag焦炭模型(R2)异相还原NO机理 |
| 5.4.1 新活性位点的形成 |
| 5.4.2 NO的吸附及在新活性位点的还原 |
| 5.5 不同氧浓度对NO异相还原的影响机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 氧及CO存在下焦炭-N_2O的异相还原机理 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 焦炭模型与计算方法 |
| 6.3 氧在N_2O异相还原中的作用及残余氧在焦炭表面的解吸 |
| 6.3.1 armchair型焦炭-N_2O反应机理 |
| 6.3.2 zigzag型焦炭-N_2O反应机理 |
| 6.3.3 动力学分析 |
| 6.4 CO对焦炭-N_2O异相反应的影响机理 |
| 6.4.1 CO存在下armchair型焦炭(R1)异相还原N_2O机理 |
| 6.4.2 CO存在下zigzag型焦炭(R2)异相还原N_2O机理 |
| 6.4.3 动力学分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 全文总结与展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及研究成果 |
| 致谢 |
（3）吡啶酰胺铁制备及其类芬顿体系降解二氯酚的效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水中氯酚污染概述 |
| 1.1.1 水中氯酚污染来源及危害 |
| 1.1.2 水中氯酚污染现状 |
| 1.2 水中氯酚污染的控制技术 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 高级氧化技术的研究进展 |
| 1.3.1 催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.2 催化过硫酸盐技术 |
| 1.3.3 光催化技术 |
| 1.3.4 芬顿技术 |
| 1.4 络合物强化类芬顿高级氧化技术的研究进展 |
| 1.4.1 络合物强化均相类芬顿氧化技术 |
| 1.4.2 络合物强化异相类芬顿氧化技术 |
| 1.4.3 络合物强化类芬顿氧化技术存在的问题 |
| 1.5 研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 1.5.3 研究的技术路线 |
| 第2章 试验材料与分析方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 催化剂的合成方法 |
| 2.2.1 吡啶酰胺配体的合成方法 |
| 2.2.2 吡啶酰胺铁络合物的制备 |
| 2.2.3 负载吡啶酰胺铁复合催化剂的制备 |
| 2.3 催化剂的表征方法 |
| 2.3.1 微观形貌分析 |
| 2.3.2 晶体结构分析 |
| 2.3.3 表面官能团分析 |
| 2.3.4 元素组成与价态分析 |
| 2.3.5 比表面积分析 |
| 2.3.6 电化学性能分析 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 催化剂的吸附试验 |
| 2.4.2 催化剂的催化降解试验 |
| 2.4.3 催化剂的重复使用试验 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 目标污染物浓度检测 |
| 2.5.2 过氧化氢浓度检测 |
| 2.5.3 总有机碳和无机氯离子浓度检测 |
| 2.5.4 Fe离子浓度检测 |
| 2.5.5 活性物质的检测方法 |
| 2.5.6 降解产物的检测方法 |
| 2.5.7 生物毒性试验 |
| 第3章 吡啶酰胺铁催化剂的制备表征及性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 吡啶酰胺铁催化剂的制备方法优化 |
| 3.2.1 配体结构对络合物催化活性的影响 |
| 3.2.2 Fe源种类对络合物催化活性的影响 |
| 3.2.3 合成溶剂对络合物催化活性的影响 |
| 3.2.4 有机碱对络合物催化活性的影响 |
| 3.2.5 外加光源对络合物催化活性的影响 |
| 3.2.6 Fe-dpa与其他络合剂的催化性能对比 |
| 3.3 Fe-dpa的结构表征 |
| 3.3.1 晶体结构 |
| 3.3.2 表面官能团特征 |
| 3.3.3 元素组成及价态确定 |
| 3.3.4 表面形貌和微观组织结构观测 |
| 3.3.5 单晶衍射分析 |
| 3.4 Fe-dpa与Fenton试剂的催化性能对比 |
| 3.4.1 催化降解2,4-DCP效能的对比 |
| 3.4.2 Fe离子稳定性的对比 |
| 3.4.3 溶解氧对体系催化活性的影响 |
| 3.5 Fe-dpa的生物毒性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 Fe-dpa/H_2O_2类芬顿体系降解2,4-二氯酚的效能与机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Fe-dpa/H_2O_2类芬顿体系的降解效能 |
| 4.2.1 催化降解2,4-DCP的效能 |
| 4.2.2 活化分解H_2O_2的效能 |
| 4.2.3 Fe离子和dpa配体的协同关系 |
| 4.2.4 Fe-dpa/H_2O_2体系除污效能的普适性 |
| 4.3 Fe-dpa/H_2O_2体系降解2,4-DCP的影响因素 |
| 4.3.1 催化剂投加量的影响 |
| 4.3.2 过氧化氢投加量的影响 |
| 4.3.3 溶液pH的影响 |
| 4.3.4 反应温度的影响 |
| 4.3.5 常见无机阴离子的影响 |
| 4.4 Fe-dpa/H_2O_2体系降解2,4-DCP的机理 |
| 4.4.1 活性物质的捕获与鉴定 |
| 4.4.2 Fe-dpa催化H_2O_2的过程 |
| 4.4.3 Fe-dpa催化H_2O_2降解2,4-DCP的机理 |
| 4.5 Fe-dpa的催化稳定性 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 Fe-dpa@SiO_2的制备及其类芬顿体系降解2,4-二氯酚的效能与机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Fe-dpa的负载设计制备与结构表征 |
| 5.2.1 Fe-dpa的负载设计 |
| 5.2.2 晶体结构分析 |
| 5.2.3 表面官能团特征 |
| 5.2.4 元素组成及价态确定 |
| 5.2.5 表面形貌与微观组织结构观测 |
| 5.3 Fe-dpa@SiO_2/H_2O_2体系强化降解2,4-DCP的效能 |
| 5.3.1 体系中2,4-DCP的浓度变化 |
| 5.3.2 体系中H_2O_2的浓度变化 |
| 5.3.3 Fe-dpa与SiO_2的协同关系 |
| 5.4 反应条件对Fe-dpa@SiO_2催化性能的影响 |
| 5.4.1 催化剂投加量的影响 |
| 5.4.2 过氧化氢投加量的影响 |
| 5.4.3 溶液pH的影响 |
| 5.4.4 常见无机阴离子的影响 |
| 5.4.5 水质背景的影响 |
| 5.5 SiO_2强化Fe-dpa催化H_2O_2降解2,4-DCP的机理 |
| 5.5.1 活性物质的捕获与鉴定 |
| 5.5.2 Fe-dpa@SiO_2与Fe-dpa体系中活性物质的对比 |
| 5.5.3 SiO_2强化Fe-dpa催化活性和稳定性的作用 |
| 5.5.4 Fe-dpa活化H_2O_2的作用 |
| 5.5.5 Fe-dpa@SiO_2催化H_2O_2降解2,4-DCP的过程与机理 |
| 5.6 Fe-dpa@SiO_2的催化稳定性 |
| 5.6.1 Fe-dpa@SiO_2的循环利用 |
| 5.6.2 Fe离子溶出情况 |
| 5.6.3 Fe-dpa@SiO_2的表面性质 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）g-C3N4泡沫的制备及其光催化还原CO2性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 半导体光催化剂的研究进展 |
| 1.2.1 光催化还原CO_2的基本机理 |
| 1.2.2 影响光催化还原CO_2性能的因素 |
| 1.3 g-C_3N_4的概述 |
| 1.3.1 g-C_3N_4的简介 |
| 1.3.2 g-C_3N_4的制备 |
| 1.3.3 g-C_3N_4在光催化领域的应用 |
| 1.3.4 g-C_3N_4在光催化还原CO_2中的研究进展 |
| 1.4 本论文的选题背景及研究内容 |
| 1.4.1 本论文的选题背景 |
| 1.4.2 本论文的研究内容 |
| 第2章 g-C_3N_4 泡沫负载Cu纳米颗粒的制备及其光催化还原CO_2性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 样品制备 |
| 2.2.3 测试与表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Cu/CF复合材料的晶体结构、化学组成与微观形貌 |
| 2.3.2 Cu/CF复合材料的孔隙结构、CO_2吸附性能及光吸收性能 |
| 2.3.3 Cu/CF复合材料的光催化还原CO_2性能 |
| 2.3.4 Cu/CF复合材料的光催化电荷分离和传输机制 |
| 2.3.5 Cu/CF复合材料光催化还原CO_2机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 g-C_3N_4 泡沫负载Cu(OH)_2纳米片的制备及其光催化还原CO_2性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 样品制备 |
| 3.2.3 测试与表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Cu(OH)_2/CF复合材料的晶体结构、化学组成与微观形貌 |
| 3.3.2 Cu(OH)_2/CF复合材料的CO_2吸附性能和光吸收性能 |
| 3.3.3 Cu(OH)_2/CF复合材料的光催化还原CO_2性能 |
| 3.3.4 Cu(OH)_2/CF复合材料的光催化电荷分离和传输机制 |
| 3.3.5 Cu(OH)_2/CF复合材料光催化还原CO_2机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 g-C_3N_4 泡沫负载Cu_2O量子点的制备及其光催化还原CO_2性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 样品制备 |
| 4.2.3 测试与表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Cu_2O QDs/CF复合材料的晶体结构、微观结构与化学组成 |
| 4.3.2 Cu_2O QDs/CF复合物的光吸收性能、孔隙结构及CO_2吸附性能 |
| 4.3.3 Cu_2O QDs/CF复合材料的光催化还原CO_2性能 |
| 4.3.4 Cu_2O QDs/CF复合材料的光催化电荷分离和传输机制 |
| 4.3.5 Cu_2O QDs/CF复合材料的光催化还原CO_2机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读硕士学位期间发表的论文及专利 |
| 附录2 攻读硕士学位期间参加的科研项目 |
（5）三维石墨烯负载硫化纳米零价铁对水中污染物的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景及意义 |
| 1.1.1 课题研究背景 |
| 1.1.2 课题研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 有机污染物去除的国内外研究现状 |
| 1.2.2 纳米零价铁的概述 |
| 1.3 课题研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 课题研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文的组织结构 |
| 第二章 实验材料、实验仪器及实验方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 GA的制备 |
| 2.3.2 S-nZVI的制备 |
| 2.3.3 S-nZVI/GA的制备 |
| 2.3.4 去除水中TCE的批实验 |
| 2.3.5 去除水中RhB的批实验 |
| 2.3.6 分析方法 |
| 2.4 材料表征方法 |
| 第三章 S-nZVI/GA的制备及表征 |
| 3.1 三维石墨烯负载硫化纳米零价铁的制备 |
| 3.2 SEM、TEM及EDX分析 |
| 3.3 BET比表面积及孔径分析 |
| 3.4 XRD分析 |
| 3.5 XPS分析 |
| 3.6 Raman分析 |
| 3.7 FTIR分析 |
| 3.8 电化学分析 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 S-nZVI/GA去除水中TCE性能研究 |
| 4.1 S-nZVI/GA去除水中TCE性能及影响因素 |
| 4.1.1 不同材料对TCE去除效果的影响 |
| 4.1.2 溶液初始不同pH值对TCE去除效果的影响 |
| 4.1.3 不同TCE初始浓度对TCE去除的影响 |
| 4.1.4 动力学拟合 |
| 4.1.5 不同温度对TCE去除效率的影响 |
| 4.2 S-nZVI/GA去除水中TCE的机理研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 S-nZVI/GA催化降解水中RhB性能研究 |
| 5.1 S-nZVI/GA催化降解水中RhB性能及影响因素 |
| 5.1.1 不同材料对RhB降解的影响 |
| 5.1.2 材料投加量对RhB催化降解的影响 |
| 5.1.3 PS投加量对RhB催化降解的影响 |
| 5.1.4 RhB初始浓度的影响 |
| 5.1.5 溶液初始不同pH值对RhB催化降解的影响 |
| 5.1.6 溶液中共存离子对RhB催化降解的影响 |
| 5.2 材料的循环使用性能 |
| 5.3 S-nZVI/GA催化降解水中RhB的机理研究 |
| 5.3.1 自由基捕获实验 |
| 5.3.2 自由基检测 |
| 5.3.3 材料催化降解RhB机理 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间取得的成果 |
（6）NOx和SO2在Ca（OH）2表面脱除机理与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 燃煤烟气排放现状 |
| 1.1.2 非联合脱硫脱硝技术 |
| 1.1.3 联合脱除技术 |
| 1.2 SO_2和NO_x的异相反应问题 |
| 1.3 Ca(OH)_2和NO_x及SO_2反应机理 |
| 1.3.1 Ca(OH)_2和SO_2反应机理 |
| 1.3.2 NO_x的脱除反应机理 |
| 1.3.3 SO_2和NO_x协同脱除机理 |
| 1.3.4 水蒸气在脱硫脱硝中的作用 |
| 1.3.5 溶液中SO_2和NO_x脱除机理 |
| 1.4 本文研究的内容和意义 |
| 第2章 实验系统与实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原位漫反射红外装置 |
| 2.2.1 原位漫反射红外原理 |
| 2.2.2 原位漫反射红外实验装置 |
| 2.3 固定床反应装置 |
| 2.4 表征和分析手段 |
| 2.5 其他实验手段 |
| 第3章 Ca(OH)_2脱除NO_x和SO_2反应产物研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Ca(OH)_2等化合物和脱硫脱硝产物光谱 |
| 3.2.1 Ca(OH)_2等的红外光谱 |
| 3.2.2 产物的红外光谱 |
| 3.3 Ca(OH)_2单独脱除SO_2或NO_x反应产物研究 |
| 3.3.1 Ca(OH)_2脱除SO_2 |
| 3.3.2 Ca(OH)_2脱除NO_2 |
| 3.3.3 Ca(OH)_2脱除NO |
| 3.4 Ca(OH)_2等同时脱除SO_2和NO_x反应产物研究 |
| 3.4.1 Ca(OH)_2脱除SO_2和NO_2 |
| 3.4.2 Ca(OH)_2脱除SO_2和NO |
| 3.4.3 Na OH脱除SO_2和NO |
| 3.4.4 SO_2和NO_x同时脱除过程中Ca SO_3氧化问题 |
| 3.4.5 Ca(OH)_2和SO_2、NO_x反应时Ca SO_4的生成 |
| 3.5 Ca SO_3、Ca(NO_2)_2等和NO_x、SO_2反应产物 |
| 3.5.1 Ca(NO_2)_2和SO_2反应产物 |
| 3.5.2 Ca(NO_2)_2和NO_2反应产物 |
| 3.5.3 Ca SO_3和NO_2反应产物 |
| 3.6 本章总结 |
| 第4章 Ca(OH)_2脱除NO_x和SO_2的反应机理 |
| 4.1 研究思路和方法 |
| 4.2 气-固反应条件下NO_2的脱除 |
| 4.2.1 Ca(OH)_2脱除NO_2反应方程式 |
| 4.2.2 Ca(OH)_2脱除NO_2反应级数 |
| 4.2.3 NO对 NO_2脱除的影响 |
| 4.2.4 NO_x在Ca(OH)_2表面表面反应路径 |
| 4.3 气固反应条件下NO_2和SO_2共同脱除 |
| 4.3.1 NO_2和SO_2脱除特性 |
| 4.3.2 间歇性通断反应气体实验 |
| 4.3.3 SO_2及O_2通入或切断的结果 |
| 4.3.4 Ca(OH)_2和SO_2、NO_2反应路径分析 |
| 4.3.5 以Ca(NO)_2为吸收剂的实验 |
| 4.4 NO和 SO_2同时脱除特性研究 |
| 4.4.1 NO和 SO_2同时脱除典型特征 |
| 4.4.2 NO和 SO_2同时脱除的气相通断实验 |
| 4.4.3 NO对 SO_2的影响 |
| 4.4.4 SO_2和NO同时脱除小结 |
| 4.5 NO_x和SO_2协同脱除微观机理 |
| 4.5.1 CaO等表面的协同吸附NO_2概述 |
| 4.5.2 CaO表面单独吸附NO_2或SO_2 |
| 4.5.3 NO_2和SO_2在CaO等表面的协同吸附 |
| 4.5.4 NO和 SO_2、NO_2在CaO表面协同吸附 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 NO_x和SO_2脱除的固定床模型研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.1.1 气固反应概述 |
| 5.1.2 脱除反应的不同阶段 |
| 5.1.3 反应方程式与参数选择 |
| 5.1.4 固定床实验模拟方法 |
| 5.2 不考虑扩散过程的模拟 |
| 5.2.1 表面吸附模型 |
| 5.2.2 表面失活模型 |
| 5.3 考虑扩散过程的模拟 |
| 5.3.1 未反应核模型 |
| 5.3.2 扩散修正的表面失活模型 |
| 5.3.3 晶粒模型 |
| 5.4 反应面积修正 |
| 5.4.1 活性表面衰减因子 |
| 5.4.2 未反应核模型反应面积修正 |
| 5.5 NO_x脱除过程模拟 |
| 5.5.1 NO_2脱除过程模拟 |
| 5.5.2 NO脱除过程模拟 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 钙基吸收剂同时脱硫脱硝技术的应用 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 钙基吸收剂同时脱硫脱硝技术工业应用 |
| 6.2.1 工艺流程 |
| 6.2.2 技术应用 |
| 6.3 钙基吸收剂同时脱硫脱硝技术相关问题 |
| 6.3.1 反应速度问题 |
| 6.3.2 NO脱除的特征 |
| 6.3.3 机理实验对工业应用的指导 |
| 6.4 产物稳定性 |
| 6.5 溶液中S和N的含氧酸盐的E-p H相图 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 离子色谱法同时测定NO_2~-、SO_4~(2-)、NO_2~-、NO_3~- |
| 附录B 典型化合物的分峰表 |
| 附录C 光谱分峰方法 |
| 附录D 红外光谱的定量分析 |
| D.1 光谱K-M函数和稀释浓度关系 |
| D.2 光谱K-M函数和稀释浓度关系 |
| 附录E 实验条件列表 |
| 附录F 表面N_xO_y的吸收峰位置 |
| 附录G DRIFT谱图 |
| 附录H 固定床模型涉及参数以及E-p H相图成分 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）铁基类芬顿催化剂的制备及降解苯酚性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究目的和意义 |
| 1.2 酚类污染及去除方法 |
| 1.2.1 酚类物质的用途及污染问题 |
| 1.2.2 常见的含酚污水处理方法 |
| 1.2.3 高级氧化技术 |
| 1.3 芬顿与类芬顿技术的发展现状 |
| 1.3.1 芬顿技术概述 |
| 1.3.2 类芬顿技术概述 |
| 1.3.3 场辅助芬顿技术 |
| 1.3.4 添加剂辅助芬顿技术 |
| 1.4 铁基类芬顿催化剂的研究现状 |
| 1.4.1 零价铁类芬顿材料研究现状 |
| 1.4.2 金属元素掺杂铁基类芬顿材料研究现状 |
| 1.4.3 碳材料修饰铁基类芬顿材料研究现状 |
| 1.4.4 含氧空位的铁基类芬顿材料研究现状 |
| 1.5 本论文的主要研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 试验主要仪器 |
| 2.2 类芬顿催化剂的制备 |
| 2.2.1 微纳枝状铁及铁基合金的制备 |
| 2.2.2 无定形碳负载Fe@Fe_3O_4和Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的制备 |
| 2.2.3 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4和Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的制备 |
| 2.3 催化剂的表征与性能评价 |
| 2.3.1 催化剂表征方法 |
| 2.3.2 催化性能评价方法 |
| 第3章 枝状铁及铁基合金的制备与类芬顿性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ZVI的表征及降解苯酚性能研究 |
| 3.2.1 工艺条件对枝状铁形貌和产率的影响 |
| 3.2.2 枝状ZVI的组成和结构表征 |
| 3.2.3 枝状ZVI类芬顿催化剂降解苯酚性能 |
| 3.2.4 ZVI催化剂降解苯酚机制分析 |
| 3.3 Fe-Cu合金的制备及降解苯酚性能研究 |
| 3.3.1 不同Fe基合金制备表征及性能研究 |
| 3.3.2 Fe-Cu合金的制备与表征 |
| 3.3.3 Fe-Cu合金类芬顿降解苯酚研究 |
| 3.3.4 Cu对 Fe-Cu合金类芬顿反应过程的影响机制分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 无定形碳负载Fe@Fe_3O_4和Fe-Cu@Fe_3O_4 的制备与类芬顿性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 无定形碳负载Fe@Fe_3O_4 类芬顿材料 |
| 4.2.1 乙醇/水比例对材料的组成结构及降解性能的影响 |
| 4.2.2 无定形碳负载Fe@Fe_3O_4 材料的表征 |
| 4.2.3 无定形碳负载Fe-Fe_3O_4 降解苯酚的动力学研究 |
| 4.2.4 无定形碳负载Fe@Fe_3O_4 类芬顿降解反应机制 |
| 4.3 无定形碳负载Fe-Cu@Fe_3O_4 枝状类芬顿材料 |
| 4.3.1 无定形碳负载Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的表征 |
| 4.3.2 无定形碳负载Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的降解性能研究 |
| 4.3.3 无定形碳负载Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的催化机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4和Fe-Cu@Fe_3O_4 的制备与类芬顿性能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4 类芬顿材料 |
| 5.2.1 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4 的结构与组成 |
| 5.2.2 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4 类芬顿降解苯酚研究 |
| 5.2.3 碳量子点负载Fe@Fe_3O_4 类芬顿催化机制研究 |
| 5.2.4 EG160/H_2O_2 的总有机碳降解情况 |
| 5.3 碳量子点负载Fe-Cu@Fe_3O_4 类芬顿材料 |
| 5.3.1 碳量子点负载Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的制备与表征 |
| 5.3.2 碳量子点负载的Fe-Cu@Fe_3O_4 材料的降解性能研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）流化床内稠密气固两相反应流的欧拉-拉格朗日数值模拟研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 气固两相流动的分类 |
| 1.3 稠密气固两相流的概念及研究方法 |
| 1.4 稠密气固两相流的多尺度模拟策略 |
| 1.5 国内外研究进展 |
| 1.5.1 稠密气固两相反应系统的CFD-DEM数值模拟 |
| 1.5.2 稠密气固两相反应系统的MP-PIC数值模拟 |
| 1.5.3 稠密气固两相反应系统的全循环欧拉-拉格朗日数值模拟 |
| 1.6 本文的研究内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 数学模型和数值方法 |
| 2.1 CFD-DEM方法 |
| 2.1.1 流体运动控制方程 |
| 2.1.2 颗粒运动控制方程 |
| 2.1.3 曳力模型 |
| 2.1.4 传热模型 |
| 2.1.5 化学反应模型 |
| 2.1.6 耦合及并行算法 |
| 2.2 MP-PIC方法 |
| 2.2.1 流体运动控制方程 |
| 2.2.2 颗粒运动控制方程 |
| 2.2.3 气固相间耦合 |
| 2.2.4 化学反应模型 |
| 2.3 数值方法验证 |
| 2.3.1 小尺度鼓泡流化床 |
| 2.3.2 大尺度鼓泡流化床 |
| 2.3.3 循环流化床提升管 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 流化风速对循环流化床内颗粒运动的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.1.1 颗粒混合和耗散 |
| 3.1.2 颗粒停留时间 |
| 3.1.3 颗粒速度和受力 |
| 3.2 模拟工况 |
| 3.3 流化风速对颗粒混合的影响 |
| 3.4 流化风速对颗粒停留时间的影响 |
| 3.5 流化风速对颗粒受力及速度的影响 |
| 3.6 流化风速对颗粒耗散的影响 |
| 3.7 流化风速对颗粒拟温度的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 环状构件对循环流化床系统性能的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模拟工况 |
| 4.3 宏观气固流动 |
| 4.4 固相通量 |
| 4.5 压降特性 |
| 4.6 固相循环流率 |
| 4.7 颗粒停留时间 |
| 4.8 固相耗散 |
| 4.9 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 双侧返料循环流化床内气固流动特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 模拟工况 |
| 5.3 瞬态启动 |
| 5.4 宏观气固流动 |
| 5.5 压强信号 |
| 5.6 颗粒停留时间 |
| 5.7 固相返混 |
| 5.8 气固非均匀性的改善 |
| 5.9 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 六分离器循环流化床内气固流动特性研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 模拟工况 |
| 6.3 宏观气固流动特性 |
| 6.4 气固不均匀分配 |
| 6.5 提升管内颗粒聚团行为 |
| 6.6 气固通量特性 |
| 6.7 固相返混强度 |
| 6.8 颗粒尺度信息 |
| 6.9 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第7章 流化床内气固传热特性研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 传热模型的检验和验证 |
| 7.2.1 单颗粒传热 |
| 7.2.2 鼓泡床传热 |
| 7.3 不同工况对鼓泡床传热特性的影响 |
| 7.3.1 宏观气固流动 |
| 7.3.2 流体速度的影响 |
| 7.3.3 粒径的影响 |
| 7.4 循环流化床传热特性 |
| 7.4.1 参数设置和网格无关性检验 |
| 7.4.2 宏观气固流动 |
| 7.4.3 颗粒温度分布 |
| 7.4.4 颗粒温度演变 |
| 7.4.5 旋风分离器的磨损 |
| 7.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第8章 流化床内生物质气化的CFD-DEM模拟研究 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 反应模型 |
| 8.2.1 蒸发 |
| 8.2.2 热解 |
| 8.2.3 气化 |
| 8.2.4 燃烧 |
| 8.3 模型验证 |
| 8.4 参数敏感性分析 |
| 8.5 模拟工况 |
| 8.6 粒径的影响 |
| 8.7 床温的影响 |
| 8.8 水蒸气/生物质比的影响 |
| 8.9 流化风量的影响 |
| 8.10 释料位置的影响 |
| 8.11 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第9章 流化床内生物质气化燃烧的MP-PIC模拟研究 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 实验室尺度串行流化床生物质气化特性 |
| 9.2.1 参数设置 |
| 9.2.2 参数敏感性分析 |
| 9.2.3 宏观气固流动特性 |
| 9.2.4 气化反应特性及检验验证 |
| 9.3 中试尺度循环流化床固废燃烧特性 |
| 9.3.1 参数设置 |
| 9.3.2 参数敏感性分析 |
| 9.3.3 宏观气固流动特性 |
| 9.3.4 燃烧反应特性 |
| 9.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第10章 全文总结与展望 |
| 10.1 全文总结 |
| 10.2 创新点归纳 |
| 10.3 工作展望 |
| 作者简介 |
（9）典型单萜烯化合物大气氧化机理的理论研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 BVOCS的来源、排放及相对含量 |
| 1.3 BVOCS在大气中的降解反应 |
| 1.4 CIS的形成与气相反应机理 |
| 1.4.1 CIs的形成 |
| 1.4.2 CIs的单分子反应 |
| 1.4.3 SCI的双分子反应 |
| 1.5 典型单萜烯化合物大气氧化机理研究进展 |
| 1.5.1 柠檬烯与O_3气相反应机理研究进展 |
| 1.5.2 单萜烯与O_3反应实验中存在的一些问题 |
| 1.5.3 单萜烯与O_3反应理论计算中存在的一些问题 |
| 1.6 本论文的研究内容 |
| 第二章 理论计算方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 电子结构计算方法 |
| 2.2.1 基组(Basisi Set) |
| 2.2.2 单参考态从头算法(Single-reference 方法) |
| 2.2.3 组合计算方法(Composite 方法) |
| 2.2.4 密度泛函理论(DFT) |
| 2.3 反应动力学 |
| 2.3.1 统计速率理论 |
| 2.3.2 传统过渡态理论 |
| 2.3.3 RRKM理论 |
| 第三章 桧烯与O_3气相反应机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 理论方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 初级臭氧化物的形成与分解 |
| 3.3.2 Sab-CI-1和Sab-CI-2 中间体在大气中的反应 |
| 3.3.3 Vinoxy型自由基的最终转化 |
| 3.3.4 α-羟烷基氢过氧化物的最终转化 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 桧烯与OH自由基反应的大气氧化机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 OH自由基最初的加成与夺氢反应 |
| 4.3.2 顺-/反式Ra和 Re的最终转化反应 |
| 4.3.3 自由基Rf'、Rg和 Rh'的最终转化反应 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 3-蒈烯在大气中的臭氧化反应:OH自由基和二次臭氧化物的形成 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 计算方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 最初的O_3加成反应 |
| 5.3.2 SCIs的最终转化 |
| 5.3.3 稳定POZ的最终转化 |
| 5.3.4 3 -蒈烯与O_3迅速反应形成的激发态CIs*的产物通道 |
| 5.3.5 OH自由基的形成产率 |
| 5.3.6 SOZs的形成和转化 |
| 5.3.7 理论预测的不确定性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（10）双氧水/铁基材料异相芬顿反应耦合氨基溶液同时脱硫脱硝机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 传统脱硫技术 |
| 1.2.2 传统脱硝技术 |
| 1.2.3 脱硫脱硝一体化技术 |
| 1.3 高级氧化技术在燃煤烟气脱硫脱硝一体化领域的研究进展 |
| 1.3.1 高级氧化技术工艺的发展和分类 |
| 1.3.2 液相H_2O_2溶液脱硫脱硝技术 |
| 1.3.3 液相过硫酸盐溶液脱硫脱硝技术 |
| 1.3.4 臭氧直接氧化脱硫脱硝技术 |
| 1.3.5 催化臭氧化脱硫脱硝技术 |
| 1.3.6 气相H_2O_2直接氧化脱硫脱硝技术 |
| 1.3.7 气相H_2O_2复合氧化剂脱硫脱硝技术 |
| 1.3.8 气相H_2O_2\固体催化剂异相芬顿反应脱硫脱硝技术 |
| 1.4 氨基溶液脱除燃煤污染物研究进展 |
| 1.4.1 氨基溶液脱除烟气中污染物实验研究 |
| 1.4.2 氨基溶液脱除烟气中污染物动力学研究 |
| 1.5 课题的研究思路、内容和目标 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 研究方案与技术路线 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 实验装置和催化剂制备及测试表征方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 化学试剂及催化剂制备 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 催化剂制备 |
| 2.3 脱除效率 |
| 2.4 液相产物表征方法 |
| 2.4.1 离子色谱(IC) |
| 2.5 催化剂及固相产物表征方法 |
| 2.5.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.5.2 比表面积和孔结构(BET) |
| 2.5.3 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.5.4 傅立叶转换红外线光谱(FTIR) |
| 2.5.5 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.5.6 电子顺磁共振(ESR) |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 氨基溶液吸收NO_2及SO_2实验研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 不同吸收剂种类对NO、NO_2及SO_2脱除效率的影响 |
| 3.3 第一级吸收塔内氨基溶液脱硫实验研究 |
| 3.3.1 吸收剂浓度对脱硫效率的影响 |
| 3.3.2 溶液温度对脱硫效率的影响 |
| 3.3.3 溶液pH对脱硫效率的影响 |
| 3.3.4 烟气共存气对脱硫效率的影响 |
| 3.3.5 三乙醇胺添加剂对脱硫效率的影响 |
| 3.3.6 烟气流量对脱硫效率的影响 |
| 3.3.7 脱硫剂及副产物对NO的脱除 |
| 3.3.8 一级塔脱除SO_2产物分析 |
| 3.4 第二级吸收塔内氨基溶液脱除NO_2实验研究 |
| 3.4.1 亚硫酸铵相对浓度对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.2 溶液温度对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.3 溶液pH对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.4 烟气流量对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.5 添加剂浓度对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.6 烟气共存气对NO_2脱除效率的影响 |
| 3.4.7 不同氧化度下NO_2脱除效率 |
| 3.4.8 二级塔脱除NO_2产物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 NO_2脱除反应分析及动力学模型研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 热力学分析 |
| 4.2.1 分析方法 |
| 4.2.2 气相-液相热力学结果与分析 |
| 4.3 氨基溶液脱NO_2动力学研究 |
| 4.3.1 理论分析 |
| 4.3.2 物性参数 |
| 4.3.3 不同实验工况下NO_2的吸收速率 |
| 4.3.4 NO_2反应级数 |
| 4.3.5 快速反应假设验证 |
| 4.3.6 拟一级反应速率 |
| 4.3.7 吸收动力学模型验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 双氧水/氧化铁异相芬顿反应耦合氨基溶液脱硝实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 双氧水/氧化铁异相芬顿反应耦合氨基溶液脱硝实验研究 |
| 5.2.1 双氧水浓度对脱硝效率的影响 |
| 5.2.2 体积空速与双氧水流量对脱硝效率的影响 |
| 5.2.3 烟气温度对脱硝效率的影响 |
| 5.2.4 雾化温度对脱硝的影响 |
| 5.2.5 催化温度对脱硝效率的影响 |
| 5.2.6 NO浓度对脱硝效率的影响 |
| 5.2.7 催化剂颗粒粒径对脱硝效率的影响 |
| 5.2.8 烟气共存气对脱硝效率的影响 |
| 5.2.9 长时间脱硝实验研究 |
| 5.2.10 载体对脱硝效率的影响 |
| 5.2.11 晶体结构对脱硝效率的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 双氧水/氧化铁异相芬顿反应氧化一氧化氮的机理研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 自由基检测及验证实验 |
| 6.3 热力学计算 |
| 6.3.1 热力学分析方法 |
| 6.3.2 SO_2和NO的氧化热力学参数计算及分析 |
| 6.4 双氧水/氧化铁异相芬顿反应氧化NO的产物分析 |
| 6.4.1 氧化后气相产物分析 |
| 6.4.2 氧化后液相产物分析 |
| 6.5 催化剂表征分析 |
| 6.5.1 反应前后催化剂的XRD图谱 |
| 6.5.2 反应前后催化剂的FTIR图谱 |
| 6.5.3 反应前后催化剂的SEM-EDX |
| 6.5.4 反应前后催化剂的XPS图谱 |
| 6.6 双氧水/铁基材料异相芬顿反应氧化NO动力学 |
| 6.6.1 理论分析 |
| 6.6.2 数据处理 |
| 6.6.3 结果与讨论 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 双氧水/钙钛矿型铁基催化剂异相芬顿反应耦合氨基溶液脱硝实验及机理研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 催化剂结构与表面理化特性表征 |
| 7.2.1 催化剂结构表征 |
| 7.2.2 催化剂表面理化性质表征 |
| 7.3 脱硝与催化性能实验 |
| 7.3.1 催化剂催化效率 |
| 7.3.2 产物分析 |
| 7.3.3 自由基检测 |
| 7.4 构效关系与催化机理 |
| 7.4.1 构效关系建立 |
| 7.4.2 催化机理分析 |
| 7.5 催化剂稳定性研究 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 高硫烟气中基于硫酸铁催化剂的异相芬顿反应耦合氨基溶液脱硫脱硝实验与机理 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 高硫烟气中基于硫酸铁的异相芬顿反应耦合氨基溶液同时脱硫脱硝实验研究 |
| 8.2.1 自由基检测 |
| 8.2.2 双氧水浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.2.3 催化温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.2.4 水汽浓度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.2.5 催化剂用量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.2.6 烟气共存气对脱硫脱硝效率的影响 |
| 8.2.7 吸收前后的产物分析 |
| 8.3 基于硫酸铁的异相芬顿反应耦合氨基溶液同时脱硫脱硝机理分析 |
| 8.3.1 同时脱硫脱硝和单独脱硝 |
| 8.3.2 反应前后催化剂的XPS图谱 |
| 8.4 催化剂稳定性研究 |
| 8.5 本章小结 |
| 第九章 总结与展望 |
| 9.1 全文总结 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的学术成果 |
四、臭氧催化分解异相反应新机理（论文参考文献）
- [1]铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究[D]. 闫云涛. 山东大学, 2020(04)
- [2]煤燃烧过程中NOx前驱物析出特性及焦炭-NO/N2O异相还原机理研究[D]. 陈萍. 安徽工业大学, 2020
- [3]吡啶酰胺铁制备及其类芬顿体系降解二氯酚的效能与机理[D]. 靳倩倩. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [4]g-C3N4泡沫的制备及其光催化还原CO2性能研究[D]. 孙志敏. 武汉科技大学, 2020(01)
- [5]三维石墨烯负载硫化纳米零价铁对水中污染物的去除研究[D]. 宾琼. 电子科技大学, 2020(07)
- [6]NOx和SO2在Ca（OH）2表面脱除机理与应用研究[D]. 王志鹏. 清华大学, 2019(01)
- [7]铁基类芬顿催化剂的制备及降解苯酚性能研究[D]. 夏琦兴. 哈尔滨工业大学, 2019
- [8]流化床内稠密气固两相反应流的欧拉-拉格朗日数值模拟研究[D]. 王帅. 浙江大学, 2019(04)
- [9]典型单萜烯化合物大气氧化机理的理论研究[D]. 王玲玉. 华南理工大学, 2019
- [10]双氧水/铁基材料异相芬顿反应耦合氨基溶液同时脱硫脱硝机理研究[D]. 吴波. 东南大学, 2018(05)