一、能吸附和分解细菌的陶瓷材料（论文文献综述）
李晓爽[1]（2020）在《梯度多孔载Ag羟基磷灰石基复合陶瓷的制备及性能研究》文中研究表明羟基磷灰石（HA）具有优异的生物活性和骨诱导性,HA化学组成与结构和人体硬组织十分相似,是一种非常有应用价值的骨组织替代材料。HA材料的缺点是极易吸附蛋白质、氨基酸和其他有机质,导致细菌的滋生,此外其力学性能也尚有不足,这就很大程度上限制了它的使用。本研究采用水热法合成载银羟基磷灰石（Ag-HA）粉体,使HA粉体具有良好的抗菌性能。同时采用添加造孔剂法制备孔隙呈现梯度分布的梯度多孔载银羟基磷灰石（Ag-HA）陶瓷和梯度多孔载银羟基磷灰石/二氧化钛（Ag-HA/TiO2）复合陶瓷。本文主要研究了水热反应温度、载Ag量对Ag-HA粉体物相组成、微观形貌的影响,并对Ag-HA粉体进行了抗菌性研究。此外,还研究了造孔剂分布、压制压力、烧结温度和TiO2含量对两种梯度多孔陶瓷孔隙度和烧结收缩率的影响。分析了烧结产物的物相组成和微观形貌,测量了烧结后梯度多孔Ag-HA基陶瓷的压缩性能和抗菌性能。实验结果表明:由水热法制备的Ag-HA粉体与HA具有相同的晶体结构,Ag离子的加入使XRD图谱中的衍射峰向小角度方向偏移,在180℃水热合成后,2Ag-HA粉体具有较好的结晶度,粉体呈细棒状,具有较好的长径比。Ag-HA粉体的抗菌实验表明:Ag-HA粉体抑菌圈直径随Ag离子掺入量的增加而增大,最小抑菌浓度随Ag离子掺入量的增加而降低,纯HA粉体对细菌的生长几乎无抑制作用。梯度多孔Ag-HA陶瓷的孔隙度随着中间层造孔剂含量增加而升高,但烧结收缩率和抗压强度减小;随着压制压力和烧结温度的增大,梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度降低,而烧结收缩率和抗压强度增强;当造孔剂分布为20wt%-10wt%-20wt%,压制压力为100MPa,烧结温度为1150℃,Ag含量为2%时,烧结后梯度多孔2Ag-HA陶瓷孔隙度为24.7%,烧结收缩率为13.7%,抗压强度为12.6MPa,XRD分析表明烧结产物为掺杂Ag离子的HA相。梯度多孔Ag-HA陶瓷的抗菌实验表明:随载Ag量和孔隙度的增加,梯度多孔Ag-HA陶瓷对于大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的抑菌圈直径增加,而纯HA陶瓷未表现出抗菌性能。随着TiO2含量的增加,梯度多孔2Ag-HA/TiO2复相陶瓷的孔隙度先降低后略有提高,而烧结收缩率和抗压强度先增加后略有降低。相同工艺条件下所制备的梯度多孔2Ag-HA/TiO2复相陶瓷（TiO2含量为7wt%）的抗压强度比梯度多孔2Ag-HA陶瓷增加了33.3%。SEM观察显示随着TiO2含量的增加,复合陶瓷孔壁中弥散分布的白色粒子数目增多,孔壁中微孔减少,孔壁被烧结致密。梯度多孔2Ag-HA/TiO2复相陶瓷的抗菌性研究表明:随TiO2含量增加,梯度多孔2Ag-HA/TiO2复相陶瓷对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的抑菌圈直径均增加,当TiO2含量为7wt%时,多孔复相陶瓷对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的抑菌圈直径分别增加了8.7%和8.8%,这表明TiO2和Ag离子联合作用时具有更好的抗菌效果。梯度多孔Ag-HA陶瓷和Ag-HA/TiO2复合陶瓷的杀菌率在1h后达到了99.9%以上,在5h、9h、18h和24h后均达到100%,且抗菌效果具有一定的持久性。
郝松泽[2]（2020）在《微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究》文中研究表明近年来,随着工厂排污的增加和农田化肥的大量使用,地表水源水中氨氮和有机物浓度显着提高,居民若长期饮用不经处理的高氨氮地表水,可导致人体器官癌变。实践证明,城市水厂采用的“混凝-沉淀-过滤-消毒”工艺对水中的氨氮无明显去除效果,饮用水中氨氮浓度依然存在超标风险。研究发现,采用生物滤池+超滤组合工艺可有效降解氨氮和有机污染物,但该工艺处理微污染原水时会导致硝态氮和亚硝态氮浓度的升高,同时还伴随着严重的膜污染问题。为解决此问题,本研究采用生物过滤+超滤耦合工艺处理微污染原水时,通过优化滤料种类的组合,制备新型滤料等方式,旨在提高微污染原水中有机污染物和“三氮”的去除效果,调控超滤膜污染。论文首先考察了常规生物滤池+超滤工艺以及组合滤料的优化对微污染原水中“三氮”的处理效果和对膜污染的影响;其次,通过实验制备出可高效降解“三氮”污染物的新型双金属催化剂,探究其催化降解机理;最后,将该新型催化剂应用到生物滤池工艺中,提出双金属催化滤料生物滤池工艺（BC-Biofilter）,通过与超滤工艺耦合处理微污染原水,并分析其作为超滤预处理工艺对膜污染的减缓调控作用。研究结果表明:1、当采用常规生物滤池+超滤组合工艺时,常规生物滤池对氨氮和TOC的去除率分别可达到85%和79%。然而,出水硝态氮和亚硝态氮浓度分别提高了130%和65%,超滤膜产生了严重的膜污染问题。通过采用三维荧光光谱图、红外光谱以及凝胶色谱分析手段可知,水体中的芳香蛋白质类和富里酸等有机物是引起超滤膜污染的主要污染物。2、为有效降解生物滤池中因硝化作用产生的硝酸盐氮和亚硝酸盐氮,实验对生物滤池中的滤料进行了优化。研究结果表明:采用活性炭-颗粒硅藻土滤料较活性炭-石英砂、活性炭-沸石滤料这三种组合滤料均对硝酸氮和亚硝酸氮无明显去除效果。然而研究发现活性炭-颗粒硅藻土滤料在减缓超滤膜污染方面显着优于其他两种组合滤料。3、研究发现,将钯-锡金属和Fe0负载到γ-Al2O3-硅藻土载体滤料上制备出的新型双金属催化剂可将硝酸盐氮氮还原成氮气,去除效率可达到78%以上。该催化剂的催化活性可达到0.42 mg/（L?g?min）,催化还原反应符合L-H一阶动力学方程,其再生恢复率高达到99.9%。4、在优化生物滤池中组合滤料时发现,将该双金属催化剂替代常规石英砂滤料,形成的双金属催化滤料生物滤池工艺可有效提高硝酸盐氮的去除效率。研究结果表明该新型滤池对硝态氮和亚硝态氮的去除率分别达到60%和90%以上,出水浓度分别降低到0.13mg/L和0.009mg/L以下。5、双金属催化滤料生物滤池/超滤耦合工艺处理微污染原水时具有显着的处理效果。不仅实现水中“三氮”污染物、有机物得到有效去除,超滤膜污染速率也得到有效控制。研究表明,滤池内生化系统可去除水中的芳香蛋白质和富里酸等有机物,有效的防止了有机物对超滤膜造成污染;催化还原反应提高了滤池出水Zeta电位的电负性,胶体颗粒和絮体在静电斥力的作用下不易在膜表面沉积。6、双金属催化滤料生物滤池内形成的微絮凝,可去除水体中粒径在200-350nm的胶体颗粒,有效的防止超滤膜过滤孔径的堵塞,同时微絮凝可有效降低胶体颗粒与超滤膜之间的范德华作用力,改变双电层作用力的方向,从而可保证絮体在膜表面形成高孔隙率滤饼层。双金属催化生物滤池内发生的生物降解、催化还原和微絮凝的协同作用,不仅解决了微污染饮用水中的“三氮”问题,同时可有效减缓超滤膜污染。
聂全义[3]（2020）在《羟基磷灰石载体微球的制备及其氟释研究》文中研究指明羟基磷灰石(Ca10（PO4）6（OH）2,HA)是脊椎动物骨骼和牙齿的主要无机成分,由于具有优异的生物相容性,生物活性、骨传导性、骨诱导性和骨生成性,被广泛地应用于骨科和牙科领域的重要替代材料。由于不同的功能需求和HA的结构特殊性,对HA进行掺杂以改善其结构和功能,已成为人体修复材料领域的研究热点。一般认为规则的3D多孔HA微球具有较大的比表面积、孔容、均匀的孔尺寸和高的活性吸附位点,在生物体内易于吸收和各方向上对药物分子均匀同等释放等优点,引起了人们大量的研究。Sr是人体中最重要的微量元素之一,它可促进成骨细胞的增值和抑制破骨细胞的分化,已被广泛用于骨质疏松症的治疗。F在人体微量元素中也有着不可替代的作用,它能增加碱性磷酸酶活性、促进骨骼的形成和抑制细菌的生长,因此也被广泛引用于人体骨质疏松症的治疗。然而,将单一的Sr或F掺杂HA,很难通过元素的原位释放,满足治疗要求。而有关Sr和F共掺杂HA虽有报道,但其研究并不完善,且较少涉及共掺杂对形貌和元素释放的研究。因此,本文将围绕Sr和F共掺杂HA,不含任何表面活性剂和有机模板,采用水热结合取代离子的方法调控磷灰石的自组装过程。通过对水热条件和均相沉淀剂的控制,引入具有结构调节功能的锶取代离子,影响晶体的自组装从而诱导形成球形结构,以控制F元素长效、稳定的释放从而达到治疗要求,这对促进HA生物材料的研究和发展具有重要意义。本文采用水热法,以尿素调控反应体系的pH值和提供CO32-,成功制备了3D微球结构的Sr-FHA。通过对不同尿素含量、不同反应温度、时间和反应物浓度的探讨和研究,并采用XRD、SEM、FTIR、BET和TEM对样品的物相组成、晶体结构和微观形貌进行了表征。结果表明尿素为0.75 mol/L时,晶体朝（002）方向生长明显,大量长片状散乱分布,成球效果较差;增加尿素含量时,晶体朝（002）方向生长尺寸降低,（300）方向生长尺寸增加,成球量增加,微球结构均匀且致密;但当尿素含量增加至1.50 mol/L时,微球的尺寸大小不均匀,均匀性较差。由于尿素在反应过程中会分解产生CO32-,掺杂进HA晶格中会显着降低HA的结晶性和结构稳定性,从而F-能很好的从3D微球结构中缓慢的释放出来,并在95-190μg/L的范围内长效、稳定地释放了30天。而不同反应物浓度对微球的影响较为明显,当反应浓度较低时,反应速率减小,生成的晶粒易长大形成长片状,难以自组装形成完整的微球;随着反应物浓度的增加,微球成球量增大,自组装效果得到明显改善;可是,反应物浓度过高时,反应物不能完全溶解,有效浓度降低,微球成球量开始减少。所以,维持适当的反应物浓度,对微球的成球量和自组装是很有必要的。不同含量的Sr和F对HA的微观形貌影响也较为明显,单一氟掺杂形成的多孔微球量较少,大量长片状呈散乱分布;当Sr2+/(Sr2++Ca2+)摩尔比为0.01的Sr掺杂进FHA时,会使微球含量增加,长片状尺寸减少;当Sr2+/(Sr2++Ca2+)摩尔比增加到0.09时,成球效果良好,微球分布较为均匀。而随着Sr含量的增加,晶格参数a、c增加,晶体结晶度、晶胞体积和微观应变增大,晶体密度和晶粒尺寸减少,主晶相峰朝低角度偏移。通过精修结果表明,随着Sr含量增加,Sr对CaⅠ的占位率逐渐增大,对CaⅡ位先减少后增大,整体结果表明Sr偏向于占据CaⅡ。当F-/(Sr2++Ca2+)摩尔比为0.02的F掺杂,会导致Sr-FHA中CaF2杂相的产生,影响晶体的形貌和结构;当F-/(Sr2++Ca2+)摩尔比增加到0.07时,不会引起杂相的生成且成球效果较好,很好地达到氟释要求;继续增加F-/(Sr2++Ca2+)摩尔比到0.12时,晶体沿（002）方向生长尺寸增加,微球成球效果变差,大量长片状产生且团聚现象严重,而氟释量较大,不适合作为人体体内氟缓释材料。
蔡禹皓[4]（2020）在《壳聚糖复合材料的制备及其对废水中离子染料的吸附机理》文中进行了进一步梳理目前印染废水所导致的环境问题日益加重,印染废水中的染料是难降解有机物,用传统的生物处理方法难以有效去除。废水的染料同时也是一种可利用的资源,采用吸附法可以有效的回收废水中的染料达到循环利用的目的。壳聚糖由于其来源广泛,含有丰富吸附官能团等特点被广泛应用于印染废水的处理当中,本研究基于壳聚糖合成出一种新型高效的吸附材料。本研究首先在实验室制备了活性氧化铝,使用交联法把壳聚糖复合到活性氧化铝的表面合成出复合材料,然后通过浸渍法使用阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）对复合材料的表面进行改性,制备出新型有机改性复合材料CTAB-Chitosan@Al2O3。通过傅里叶红外光谱（FTIR）、场发射扫描电子显微镜（SEM）、X射线光电子能谱（XPS）、热重分析（TGA）、X射线衍射（XRD）、全自动快速比表面与孔隙度分析仪（BET）、zeta电位测定等表征手段,对CTAB-Chitosan@Al2O3的物化性质进行了分析。从表征结果可以得知:（1）从热重分析以及TOC分析中可以发现,材料在常温和一定水力学条件下,稳定性较强,可适用于常规水处理工程当中;（2）负载到氧化铝表面以及CTAB改性均增加了壳聚糖的比表面积以及孔径,改性后的复合材料的孔径为微孔以及介孔。采用了阳离子染料（亚甲基蓝、中性红、碱性品红）和阴离子染料（甲基橙、刚果红、活性蓝）对CTAB-Chitosan@Al2O3吸附印染废水的能力进行研究。探究了不同影响因素（吸附时间、温度、底物浓度、p H）对CTAB-Chitosan@Al2O3吸附阴离子染料性能的影响。其中温度、p H值和温度这三个影响因素会根据阴离子染料的结构不同而对吸附有不同的影响。通过吸附模型对吸附数据进行分析,研究了CTAB-Chitosan@Al2O3对阴离子染料的吸附动力学、吸附等温线以及吸附热力学。通过朗格缪尔吸附模型、富兰克林吸附模型、以及单层单能吸附模型对CTAB-Chitosan@Al2O3吸附三种阴离子染料的吸附等温线进行研究,结果表明CTAB-Chitosan@Al2O3对三种染料的吸附均符合朗格缪尔吸附模型,通过朗格缪尔模型计算出CTAB-Chitosan@Al2O3对甲基橙、刚果红、活性蓝的最大吸附量分别为327.87 mg/g,1250.00mg/g,1017.90 mg/g。CTAB-Chitosan@Al2O3可以在阴离子染料和阳离子染料混合体系中选择性吸附阴离子染料,其中在阳离子染料碱性品红和阴离子染料活性蓝的混合体系中,其选择性吸附能力可以通过p H值进行调控。CTAB-Chitosan@Al2O3与离子型染料之间存在静电作用力和氢键作用力,其中与阴离子染料之间存在静电引力,与阳离子染料之间存在静电斥力。通过调节p H值可以改变CTAB-Chitosan@Al2O3与阳离子染料之间的静电斥力,当CTAB-Chitosan@Al2O3与阳离子染料之间的静电斥力小于氢键的作用力,CTAB-Chitosan@Al2O3可以有效吸附阳离子染料。
张峥[5]（2020）在《TiO2-ACF光催化净化室内空气中过敏原的研究》文中研究说明近年来,过敏症发病率逐年上升,主要表现为过敏性鼻炎、过敏性哮喘、皮炎以及支气管炎等疾病。大量研究表明,过敏症的发生与过敏原的吸入密切相关。室内空气中包含着大量的过敏原,如何净化过敏原,降低过敏症发病率成为了研究的热点。在众多净化过敏原的技术中,TiO2光催化技术使用最为普遍。TiO2光催化技术具有净化效率高、耐腐蚀性强、成本低、不易分解变质、安全环保等优点,对室内空气中的过敏原有着良好的净化作用,拥有着广阔的发展前景。本文将TiO2光催化技术与活性炭过滤技术结合起来,通过实验探究如何提高TiO2光催化技术净化室内空气中过敏原的效率,从而降低过敏性疾病的发病率。本文以室内空气中的自然菌作为过敏原的代表,自制光催化装置对室内空气中的自然菌进行净化。该装置为圆筒状,由紫外灯、风机、HEPA滤网、TiO2-ACF光催化材料组成,可根据实验需要调节风量。TiO2-ACF光催化材料是光催化装置的核心,采用溶胶-凝胶法制作TiO2凝胶,以活性炭纤维为载体对TiO2进行负载。利用自制光催化装置对室内空气中的自然菌进行净化实验,通过实验探究活性炭纤维负载TiO2前后、光照种类、光照强度、TiO2负载量、净化速度、TiO2改性处理对净化自然菌效率的影响,并对改性前后TiO2-ACF光催化材料的使用寿命与再生效果进行分析。研究结果表明,仅使用活性炭纤维进行净化时,对空气中的自然菌无明显的净化效果。在紫外灯照射下,光催化装置净化自然菌效率远大于自然光照射与黑暗条件下净化效率。光催化装置净化效率随着光照强度的增大而增大,光照强度低于15w时净化效率随着光照强度的增加而显着提高,光照强度超过15w后净化效率仅随着光照强度的增加而略微提高。当TiO2负载量低于15.8%时,净化效率随着TiO2负载量的增加而增加,当TiO2负载量高于15.8%时,净化效率随着TiO2负载量的增加而减小。当过滤速度小于0.5m/s时,净化效率随着过滤速度的增加而增加,当过滤速度大于0.5m/s时,净化效率随着过滤速度的增加而减小。实验的前80min,净化效率随净化时间的增加有明显提高,实验的80-120min,净化效率随时间的增加以缓慢的速度提高。在TiO2中掺杂Fe3+对TiO2进行改性处理后,净化效率有所提高,且在可见光照射下的净化效率有了较大提高。当Fe3+掺杂量小于0.3%时,净化效率随着Fe3+掺杂量的增加而增加,当Fe3+掺杂量大于0.3%时,净化效率随着Fe3+掺杂量的增加反而有所减小。在连续使用4个月后,TiO2-ACF光催化材料净化效率有明显的下降。对光催化材料进行再生处理后,净化效率有一定程度的提高,有一定的原位再生能力。本文通过实验探究各影响因素对TiO2-ACF光催化材料净化室内空气中过敏原效率的影响,寻求提高净化效率的方法,对室内空气中过敏原净化的研究具有一定的指导意义。
李启龙[6]（2020）在《TiO2基改性光催化剂耦合陶瓷膜反应器处理含抗生素类废水的研究》文中研究指明近几年来,由于人们广泛使用抗生素类药物,大量残留的抗生素进入水体和土壤环境中,导致抗生素类污染物对生态环境造成的危害层出不穷,因此,发展针对抗生素类污染物的水处理工艺对于环境保护和人类社会的健康发展具有重要意义。经过多年的研究和发展,光催化技术已经从基础的实验室研究逐渐走向规模化工业研究,并凭借其众多优势得到越来越多的关注。然而,光催化反应的效率、光源适用性、催化剂制备、回收及循环使用等问题,逐渐成为大规模工业化应用及发展的瓶颈。本论文中,对商品化的TiO2进行改性,研发了光芬顿催化剂TiO2-Fe3O4、TiO2-graphene oxide（GO）-Fe3O4,利用多种表征方法对催化剂的物理化学性质进行表征;并将这些催化剂运用到催化氧化体系试验中,利用多孔平板陶瓷膜的分离特性,设计光（芬顿）催化氧化陶瓷膜反应器,评价不同反应器催化氧化降解污染物的性能,探究反应器的最佳运行参数,揭示污染物的降解机理以及降解路径,对反应前后的催化剂以及固液分离后的陶瓷膜进行表征,验证反应体系长期运行的可能性,为抗生素类污染物的矿化降解、光催化膜反应器的制备推广和应用提供新的选择和思路,具备一定的借鉴意义。首先,本论文先是利用商业TiO2与浸没式陶瓷膜光催化反应器（Submerged ceramic membrane photocatalytic reactor,SCMPR）耦合,实现了在紫外光照射下,利用TiO2的光催化性能成功降解阿莫西林（Amoxicillin,AMX）;然后通过将TiO2与Fe3O4复合,对TiO2进行磁改性,成功制备具有磁分离性能的TiO2-Fe3O4复合材料,并耦合TiO2-Fe3O4与浸没式磁分离陶瓷膜光（芬顿）催化反应器（Submerged magnetic photocatalysis separation membrane reactor,SMSMPR）,构建的TiO2-Fe3O4+SMSMPR体系,在紫外光激发下,可以通过光芬顿催化氧化能力去除AMX。而且,相比于SCMPR反应器,SMSMPR反应器更适合于处理酸性废水中的有机污染物;光芬顿催化性能的引入可以降低能耗,增强反应器对污染物的降解能力,使得反应器在处理废水的过程中,有效降低污水处理成本。其次,本研究在磁改性TiO2的基础上,又进一步利用graphene oxide（GO）的纳米片状结构,有效担载Fe3O4和TiO2,成功制备TiO2-GO-Fe3O4纳米复合材料,并耦合TiO2-GO-Fe3O4与SMSMPR反应器,搭建了TiO2-GO-Fe3O4+SMSMPR体系,在可见光的作用下,实现对AMX的快速降解。相比于TiO2+SCMPR和TiO2-Fe3O4+SMSMPR反应器,TiO2-GO-Fe3O4+SMSMPR反应器的降解效果得到进一步提升。该反应器不仅摆脱了对紫外光的依赖,还减少了对H2O2的消耗,从而有效降低运行成本,极大的推动了光催化氧化技术的实际应用。第三,本论文对三种催化体系的反应机理以及AMX的降解路径进行揭示,光催化剂TiO2能够在紫外光的作用下,产生空穴、·O2-和·OH等氧化剂,实现对AMX的氧化降解。利用Fe3O4对TiO2改性之后,在紫外光的照射下,光催化与芬顿催化的协同作用能产生大量·O2-,·OH和h+活性物种用于AMX的降解。Fe3O4的引入不仅可以提高电子和空穴的分离效率,激活H2O2以产生·OH,更重要的是,由Fe3O4捕获的光生电子可以促进Fe（III）还原为Fe（II）的过程,然后在芬顿过程中增强Fe（III）/Fe（II）循环。进而提升催化剂降解污染的效率。利用GO对TiO2-Fe3O4改性后的TiO2-GO-Fe3O4催化剂,发现其能够被可见光条件激活,产生大量的电子和空穴,并且GO捕获的光生电子可以促进Fe（III）还原为Fe（II）的过程,在Fenton过程中增强Fe（III）/Fe（II）循环,从而提升催化效率。通过对AMX在反应器中的降解路径分析表明,无论是在光催化体系还是光芬顿催化体系,AMX在自由基的作用下,会产生芳香族化合物以及有机酸等中间产物,但这些中间产物均能够被矿化成CO2,H2O和无机离子。以上催化过程均能实现有机污染物的矿化,有效避免新的污染物的形成,避免二次污染,彻底消除对环境的危害,达到处理抗生素类废水的目的。第四,通过对三种反应器的实用性能进行评价,得出在TiO2+SCMPR反应器中,利用陶瓷膜的分离性能可以实现固液分离,同时反冲洗系统可以成功防止膜污染,一定程度上恢复膜的多孔性能。当通过Fe3O4对TiO2进行改性之后,可以使催化剂带有一定的磁性,因此,可以在SMSMPR反应器中,装置外加磁场。在外加磁场的作用下,不仅可以更好的促进固液分离,还能有效防止催化剂在膜表面的沉积。该过程更有利于催化剂的回收和循环使用。因此,在外加磁场和反冲洗系统的共同作用下,可以更好恢复膜表面的多孔性能,保持膜通量的稳定性,有效提高反应体系的长期稳定运行能力。三种反应器所用到的催化剂,化学结构稳定,适合长期进行催化降解反应。针对含有磺胺类、四环类、喹诺酮类和β-内酰胺类等抗生素的养猪废水,三种反应器表现出优异的深度氧化降解能力,通过对催化剂的不断改性和对反应器的升级优化,可以实现污水处理过程中对能源的消耗,降低运行成本,增强反应器对抗生素类有机污染物的去除能力。研究中所用反应器及其工艺,适用于抗生素类等难降解废水的处理,尤其是优化和升级的能够利用可见光的TiO2-GO-Fe3O4+SMSMPR反应器,在实际工业应用中具有非常好的应用前景和推广意义。
汪达[7]（2019）在《天然矿物界面催化臭氧净水特性及新型催化剂设计合成》文中指出臭氧氧化净水技术作为一种安全高效的水污染处理技术被世界各国应用于不同领域的水处理工程中。然而随着水中污染物种类的日益复杂以及臭氧难降解有机物排放进入水循环系统浓度的日渐升高,需要寻求新的技术对传统臭氧氧化净水技术进一步强化,保障人民生活用水安全。非均相臭氧催化氧化技术作为一种潜在的高效安全可靠的高级氧化净水技术日益受到研究人员的关注,为了寻找和开发高效稳定安全的臭氧催化氧化材料,科研人员投入了大量的时间和精力,并取得了大量成果。本论文以从天然矿物中优选可能具有高效催化臭氧的催化材料的角度出发,寻找并优选出一系列催化臭氧效能较高的催化材料,再优选出其中几种进行详细的表征和催化活性的测试,通过结果分析并总结这些性能较好的催化材料的界面催化特性。随后以获得的结论和催化原理相结合归纳出人工设计臭氧催化材料的设计思路,并通过该设计思路制备一系列的人工合成臭氧催化材料,再优选出其中一种再进行详细的表征和催化活性的测试,根据获得的结果总结并完善人工设计臭氧催化材料设计方法和原理。通过对几种最简天然硅酸盐矿物:α-石英、β-方石英、天然轻质颗粒状石英砂（L-GQS）和石英玻璃进行初步表征和臭氧催化能力测试后,优选出L-GQS进行详细表征和臭氧催化效能的评价。表征结果表明L-GQS为α-石英、β-方石英以及痕量歪长石和羟基铁氧化物共同生长形成的混合晶体,表观形貌为长4 mm、厚1 mm的灰色片状物;对L-GQS的表面元素分布和价态,比表面积和孔容孔径、等电位点、内部原子结构与表面基团暴露进行了详细的测定,发现L-GQS表面含有丰富的表面羟基和Lewis酸性活性位。以莠去津（ATZ）作为目标物建立了半连续流L-GQS催化臭氧反应体系,结果表明与单独臭氧相比较,在温度293 K,p H=7.0时,L-GQS能显着提高ATZ的降解率和对应总有机碳（TOC）的去除率。随着反应p H或温度的升高,反应器转速的增大,L-GQS粒径的减小和投量的增大,L-GQS催化臭氧反应体系对ATZ的降解率和TOC的去除率也随之增高。当水中天然有机物背景浓度较高或在实际水中L-GQS去除ATZ的效率仍然稳定可靠。通过化学抑制法和电子顺磁共振法确定反应中起主要作用的是羟基自由基（OH?）,主要的反应活性位为L-GQS表面一系列不同形态的Si-O键和少量Al-O键等表面金属原子键上对应的Br?nsted酸位和Lewis酸位,反应机理为活性位吸附臭氧并发生电子传递过程,使臭氧分解产生OH?。根据最简天然硅酸盐矿物表现出的臭氧催化活性,以寻找表面暴露过渡金属原子较多的天然矿物为出发点,选择几种典型的复合金属天然硅酸盐矿物:钙长石,透辉石,斜发沸石和铁电气石。进行初步表征和臭氧催化能力测试后,优选出铁电气石进行详细表征和臭氧催化效能的评价。采用与LGQS相同的表征手段以及建立静态臭氧催化体系考察对ATZ的去除效能。结果表明电气石主要由B,Fe,Al,Si以及O构成的骨架结构和Ca,Na,Fe进行配衡共同组成的三方晶系矿物。与最简天然硅酸盐矿物L-GQS相比,复合金属天然硅酸盐矿物铁电气石表面存在较多的Al-O键,Si-O键和Fe-O键,对应的Br?nsted酸位和Lewis酸位的数量和酸性的强度均高于L-GQS,并且表面存在Fe2+/Fe3+多价态电子循环途径,因此铁电气石具有比L-GQS更强的臭氧分解能力,催化臭氧降解ATZ的效能也更加稳定,尤其是在低温状态下（278K）,铁电气石催化臭氧对ATZ的降解能力突显。对本文中ATZ的降解产物进行了分析,推导出可能的产物降解路径,发光细菌生物毒性实验证明反应后的溶液由于ATZ的脱氯和断键从而毒性较低。再通过研究优选出的天然硅酸盐臭氧催化材料所获得的经验结合催化设计原理,设计并成功制备了钛酸（铁,锰）二元金属氧化物催化材料,并对其中的钛酸锰进行了详细表征和催化臭氧降解对氯苯酚的效能研究。结果表明钛酸锰表面暴露的Mn和Ti金属原子形成的化学键贡献了主要的总酸位和中强Lewis酸位,表面存在的Mn多价态电子循环途径也加速了臭氧的分解,从而使得钛酸锰催化臭氧发生电子转移并分解的活性较强。此外,通过人工设计钛酸锰的制备思路研究了钛酸锰晶体结构,晶型,表面高能晶面暴露比和比表面积等一系列因素对催化臭氧效能和稳定性的影响,总结并丰富了人工设计臭氧催化材料的方法和原理。优化后所制备的钛酸锰六边形纳米片臭氧催化活性和稳定性均较高,能够分解臭氧并生成1O 2,O2?-和OH?等氧活性物种。本文所优选的天然硅酸盐矿物和人工设计合成的钛酸（铁,锰）二元金属氧化物催化材料对难降解有机物或高浓度有机物的降解去除效果优异,提出的臭氧催化材料选择设计原理对新型臭氧催化材料的找寻和研发具有一定的指导意义。
陈泽汇[8]（2019）在《微量元素掺杂（或光催化）羟基磷灰石复合材料的合成、表征及相关性能研究》文中研究指明羟基磷灰石（Hydroxyapatite,简称HA）是一种新型的多功能生物材料,性能优良,具备良好的生物相容性、生物活性、吸附性、离子交换性及无毒性,近年来一直是人们关注的热点。然而天然HA由于脆性较大等性能不足限制了其在骨修复等领域的应用,需要对其进行复合或改性,以扩大其应用范围。本文通过人体微量元素锶（Sr）或镁（Mg）离子掺杂HA,并与聚乳酸（Polytactic acid,PLA）、石墨烯（Graphene,GP）或氧化石墨烯（Graphene oxide,GO）复合,制备出机械性能优异的骨修复材料。除此之外,也可将HA与二氧化钛（TiO2）和GP复合,制备出光催化性、吸附性、抗菌性良好的环境功能材料。通过X射线衍射（XRD）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）、拉曼光谱仪（Raman）、场发射扫描电子显微镜（FESEM）、X射线能量色散仪（EDX）、扫描电子显微镜（SEM）、X射线光电子能谱（XPS）和透射电镜（TEM）等一系列测试手段对所制备的样品进行分析和表征研究,并以亚甲基蓝作为目标降解物测试TiO2复合样品的光催化性能,以大肠杆菌（E.coli）为菌种测试其抗菌性能。首先通过一锅水热法成功合成不同摩尔浓度的锶掺杂羟基磷灰石/石墨烯（SrHA/GP）复合材料,研究不同Sr掺杂量对复合材料中HA晶体的尺寸、晶粒形状、粒径分布、微观形貌的影响。研究表明:纳米HA呈现为短棒状颗粒,Sr离子成功地掺入HA晶体晶格中;低浓度Sr掺杂后复合材料整体形貌较好,而高浓度Sr离子掺杂不仅会影响HA结晶度,使其形貌改变,产生无定形相存在,且使HA颗粒出现团聚现象;同时SrHA/GP复合材料在水热过程中HA与GP界面间发生了相互作用,各自的结构有着相应的变化。其次,采用水热法合成含不同摩尔浓度镁离子掺杂羟基磷灰石/氧化石墨烯粉体,通过旋涂法在不锈钢304基体上制备镁掺杂羟基磷灰石/氧化石墨烯/聚乳酸（MgHA/GO/PLA）的复合涂层,研究不同镁掺杂量对复合涂层微观形貌及结构影响,并测试涂层的粘结强度等相关力学性能。研究表明:镁离子成功掺杂进入HA晶格中,但Mg的掺杂浓度应低于20%（摩尔比）,当Mg浓度过高时,晶面间距变小,晶格发生畸变,氧化石墨烯缺陷密度明显增加;MgHA/GO/PLA复合涂层中（Ca+Mg）/P的原子比值范围在1.65和1.70之间,接近HA的Ca/P理论值1.67;复合涂层平均拉伸强度为68.97MPa,粘结强度达到13.51MPa,其机械强度满足骨修复临床实验要求;HA涂层中引入聚乳酸不改变复合涂层的物相组成,其表面形貌呈现出均匀、多孔结构,未有杂质相生成。最后,用化学沉淀法合成HA/GP粉体,然后通过溶胶-凝胶原位法制备了不同TiO2浓度的纳米羟基磷灰石/石墨烯/二氧化钛（HA/GP/TiO2）复合材料,对不同含量二氧化钛的复合材料形貌和组成结构进行了表征分析,并进行了光催化实验及抗菌实验研究。研究表明:HA/GP/TiO2复合材料中,二氧化钛与羟基磷灰石物相像泡沫一样敷在石墨烯表面,均匀包覆着石墨烯;HA/GP/TiO2复合材料在紫外光下照射150min后对30mg/L的亚甲基蓝溶液的降解率最高达到94%,其光催化效率高主要源于石墨烯纳米片能快速有效地导出光生电子以及羟基磷灰石良好的吸附性能所致;同时,在光照下,该复合材料具有很强的抗菌性能。
胡英[9]（2019）在《氧化亚铜/微生物纤维素复合膜制备及其结构性能研究》文中研究指明纤维素是地球上产量最大的生物材料,是植物的主要成分,但植物含有半纤维素、木质素等多糖,导致纤维素纯度不高,限制了应用。一些微生物也能合成纤维素,称为微生物纤维素（microbial cellulose）,没有伴生半纤维素、木质素等杂质,几乎100%都是纤维素。微生物纤维素膜由纳米纤维形成三维网状结构,具有高吸水性和良好的生物相容性,是优良的生物医用材料。但微生物纤维素功能单一,不能满足功能医用材料的需求。氧化亚铜（Cu2O）具有高效、广谱、永久抗菌效果,而且低毒、无污染,受到了学术界和产业界的广泛关注。将Cu2O与微生物纤维素复合,能充分发挥二者的优越性能。然而,Cu2O和微生物纤维素的形状尺寸相差比较大,难以直接均匀分散。目前,微生物纤维素与纳米颗粒均匀混合的研究尚少,需要探索一种合适的制备方法使微生物纤维素与Cu2O颗粒均匀分散。本课题以Cu2O和微生物纤维素为研究对象,通过反复实验找到了将二者均匀复合的方法:原位合成和静电纺丝。原位合成法是将二价铜离子溶液充满微生物纤维素膜的孔隙,用还原剂将铜离子还原成Cu2O,使之均匀分散在微生物纤维素中,制备成Cu2O/微生物纤维素复合膜。静电纺丝法是将Cu2O均匀分散在聚乙烯醇（PVA）溶液中,通过静电纺丝制成Cu2O/PVA纤维,沉积在微生物纤维素膜上,构成（Cu2O/PVA复合纤维）/微生物纤维素复合膜,使Cu2O均匀分散在微生物纤维素膜上。这两种方法解决了纳米颗粒与纤维素膜难于均匀分散的难题。通过样品制备、结构与性能分析,得到以下结论:（1）葡糖醋杆菌ATCC23767在30℃下静置培养,制备出微生物纤维素膜,由直径40100 nm、长19μm的纳米纤维形成三维网络结构,初生微生物纤维素膜持水量达到99.2%。比较自然风干、真空干燥和冷冻干燥的效果,结果表明:冷冻干燥后纤维素膜孔隙、孔体积、比表面积和透气率最大。而真空干燥后微生物纤维素膜的断裂强度和杨氏模量最高。（2）不同条件下培养菌株,得到了不同形态、结构与性能的微生物纤维素。30℃下静置培养得到纳米纤维构成的微生物纤维素膜。12℃下静置培养得到的微生物纤维素膜,由宽而薄的纤维素薄片堆积而成。12℃下振荡培养得到纤维素球,由宽1.23.0μm、强烈扭曲的带状纤维素构成。经红外光谱（FTIR）、X射线衍射（XRD）、核磁共振（NMR）和热失重分析（TGA）比较,30℃下静置培养的纤维素结晶度最高,耐热性能最好,而12℃下振荡培养得到完全无定形纤维素,进一步提出了完全无定形纤维素的成形机理:葡糖醋杆菌在30°C下静置培养,菌株分泌终端沿菌株体长轴排列,分泌出来的纤维素组装成纤维状。在12°C下静置培养,分泌终端垂直于菌株体长轴排列,从体内分泌出来的纤维素组装成带状薄片结构。在12℃振荡培养,分泌终端垂直于菌株体长轴排列,从体内刚分泌的初生纤维素形成薄而宽的带状结构,在振荡剪切力作用下产生强烈扭曲,干扰了纤维素分子内和分子间氢键的排列方式,不能形成三维有序结构,形成完全无定形结构。（3）将微生物纤维素膜浸渍在硫酸铜（CuSO4）溶液中,使铜离子充满纤维素膜孔隙,葡萄糖将Cu2+原位合成Cu2O,均匀嵌入孔隙中。反应温度高于55°C、NaOH和CuSO4摩尔比大于2.5时,葡萄糖才能将CuSO4还原成Cu2O。当CuSO4起始溶液中Cu元素含量为0.0128%时,Cu2O/微生物纤维素复合膜中Cu元素含量达到了5.18%,表明微生物纤维素膜能富集溶液中的Cu2+和Cu2O。（4）调控CuSO4、NaOH浓度和反应温度,能得到不规则、球形、正六面体、正八面体、十二面体和六针花状等多种形貌Cu2O。NaOH浓度影响Cu2O成核速度和形貌,当NaOH和CuSO4摩尔比大于2.5时,生成不规则形状Cu2O,继续增大摩尔比,逐渐生成多面体结构Cu2O。铜盐的阴离子半径越小,生成的Cu2O能与纤维素分子相互作用越强,使Cu-O键FTIR峰蓝移越明显。Cu2O/微生物纤维素复合膜中Cu2O含量大于1%时,能显示出Cu2O的XRD特征衍射峰。六针花状Cu2O即使在纤维素复合膜中含量高达5.8%,也没有出现Cu2O的XRD特征衍射峰,表明六针花状Cu2O是非晶结构。TGA分析结果表明,复合膜中Cu2O含量越高,复合膜的起始分解温度、最大失重温度越高。（5）高碘酸钠能氧化微生物纤维素产生醛基,同时破坏了纤维素结晶结构,生成的醛基能将CuSO4还原成Cu2O,直径2030 nm,将纤维素纤维层层包覆,构建成一层一层板砖状结构。（6）Cu2O/微生物纤维素复合膜对大肠杆菌、金黄色葡萄球菌、黑根霉和黑曲霉都有一定的抗菌效果,相对于其他形状,正八面体Cu2O抗菌效果相对较好。同一复合膜样品对金黄色葡萄球菌的抗菌效果要优于对大肠杆菌,对黑根霉的抗菌效果要优于黑曲霉。正八面体Cu2O/微生物纤维素复合膜对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的抗菌率能达到99.9%,对金黄色葡萄球菌的最小抑菌浓度（MIC）小于对大肠杆菌的MIC,表明Cu2O对革兰氏阳性菌的抗菌效果比革兰氏阴性菌好。（7）Cu2O不仅有良好的抗菌性能,还对氨气（NH3）有灵敏的传感性能,与聚丙烯酸（PAA）进行了比较。通过静电纺丝制备了PAA/PVA复合膜和（Cu2O/PVA纤维）/微生物纤维素复合膜,贴到石英晶片上构成传感器,通过石英晶体微天平（QCM）振动频率变化量检测传感器吸附NH3的变化量。复合膜中PAA含量增加,引起QCM频率变化量增加,纯PAA纤维膜在0.5 mg/m3 NH3氛围中引起的频率变化量为4.7Hz。（Cu2O/PVA纤维）/微生物纤维素复合膜中Cu2O含量增加,引起QCM频率变化量增加,复合膜中Cu2O含量为2.79%时,在0.5 mg/m3NH3氛围中引起的频率变化量为7.3 Hz。表明Cu2O比PAA对NH3传感性能更好。
沈哲[10]（2018）在《特低渗油田采出水涡流多相协同臭氧气浮处理技术研究》文中研究说明延长油田属于低压、低产、低渗（特低渗）和微裂缝发育的油田,主体开采储层为延安组和延长组（包括长2和长6）,主要通过CO2泡沫驱、羟丙基胍胶水力压裂等措施提高原油采收率,随着各种稳产增产措施的不断实施,采出水成分越来越复杂,处理难度逐渐增大,现有的采出水处理工艺难以满足低渗（特低渗透）回注水水质要求。基于延长特低渗透油田采出水的水质特性和注水标准要求,研究分析了采出水处理难度大和处理后水质不稳定原因,构建了“涡流多相协同臭氧氧化+臭氧溶气混凝气浮”体系,简称为涡流多相协同臭氧溶气混凝气浮（DOCF体系）,优化了 DOCF体系操作参数并对氧化过程进行了动力学分析,深入探讨了臭氧氧化、紫外、混凝在涡流状态下协同机理,最终开发了 DOCF体系-无机炭膜处理工艺。分析了杀菌剂1227、异噻唑啉酮、缓蚀剂SW-639、压裂返排液等添加剂对油田采出水乳化稳定性影响,结果表明随着添加剂浓度增加,油水界面张力逐渐降低,Zeta电位增大,悬浮颗粒粒径中值变小,破乳脱水率下降、混凝处理后水透光率下降,采出水体系稳定性增强。研究了处理后水质劣化原因有物理化学因素、腐蚀性因素和结垢性因素,物理化学因素包括温度、压力的变化、处理后水中乳化油含量及投加混凝剂过量导致了延迟絮凝;采出水腐蚀性因素及影响大小顺序为pH值>Fe3+>SRB>侵蚀性C02>HCO3->溶解氧>SO42->TGB>S2-。结垢性因素主要是结垢性离子在不同压力温度下产生CaC03、硫化物等结垢物质。这些因素均直接或间接的导致处理后水质不稳定,注水井口悬浮物含量增大,造成了地层伤害。构建了涡流多相协同臭氧气浮（DOCF体系）,优化了涡流反应器开孔个数、内外筒直径比、最佳气液比等结构参数,建立了 DOCF体系室内实验装置,考察臭氧氧化、紫外强度、混凝反应、臭氧气浮与采出水处理稳定达标的水质指标的关联性,研究了体系中混凝剂加量、臭氧浓度、接触时间、入口压力等因素的交互作用,通过正交实验和响应面分析法优化工艺参数最佳条件:pH值为8.0、臭氧浓度为55mg/L,入口压力为0.3MPa,混凝剂PAC加量为29.5mg/L,接触时间为5min,紫外强度为110W、阴离子聚丙烯酰胺（APAM）加量为2.0mg/L,温度为30-40℃。系统产生的O2、O3尾气进一步循环使用,使尾气达到最大利用。利用模拟采出水氧化前后COD浓度变化考察了各关键因素对DOCF体系氧化反应的表观反应动力学的影响,通过反应速率常数与关键因素之间的关联分析建立经验动力学方程。即当絮凝剂聚合氯化铝（PAC）投加量≤30mg/L,PAC对模拟采出水氧化反应速率为正关联,此时氧化动力学经验方程式为C=C0 exp（-3.14× 10-5Q0.7095G0.2048W0.0549）,当 PAC 投加量≥30mg/L 时,PAC 对模拟采出水氧化反应速率为负关联,动力学经验方程式为C=C0 exp（-4.02×10-4Q0.7095G-0.5474W0.0549）,其中C为t时刻模拟采出水COD浓度,C0为采出水初始COD浓度,Q为臭氧投加量,G为PAC投加量,W为紫外强度。剖析了DOCF体系实现破乳降浊、杀菌除铁、脱硫、阻垢防腐反应机理,探讨了 DOCF体系氧化脱稳机理、去除腐蚀结垢性因素机理和臭氧氧化协同机理。设计开发出了 DOCF体系多功能高效预处理装置并进行了抗冲击、抗污染现场评价实验,结果表明该装置可以实现将400-898mg/L油含量和74-368mg/L的悬浮物含量的来水分别降至20-30mg/L和5-40mg/L之间,去除率分别达到95%和89.2%以上,且运行稳定。通过膜材料接触角、化学稳定性分析选用了无机炭膜作为末端处理,考察了运行通量、反洗流量、反洗周期、反洗时间、跨膜压差等操作参数,通过处理前后含油量和悬浮物含量变化评价了无机炭膜抗污染抗冲击性能。结果表明在处理来水油含量高达30mg/L,悬浮物高达60mg/L,进水流量为5.0m3/h,初始浓水排放流量为1.5L/h,初始制水周期为30min,反洗流量为4.5m3/h,脉冲间隔为20s,循环流量为45m3/h的条件时,处理后水油含量和悬浮物含量均低于1.0mg/L,且跨膜压变化较小,运行稳定,抗污染抗冲击性能强。采用DOCF体系-无机炭膜工艺处理延长油田××联合站采出水,结果表明处理后水能满足延长特低渗透油田采出水回注指标要求,即出水悬浮物≤1.Omg/L、含油量≤1.0mg/L、粒径中值≤1.0μm、腐蚀速率≤0.076mm/a、SRB细菌含量≤10个/mL、TGB细菌含量≤100个/mL、未检测出铁细菌、铁含量≤0.5mg/L、硫化物≤2.0mg/L、侵蚀性CO2≤1.0mg/L,且与地层配伍性良好。对模拟井口水进行物理指标（含油量、悬浮物、粒径中值）分析、离子稳定性能评价、腐蚀结垢稳定性等分析得出处理后水质稳定,不会产生二次污染。从技术对比、工艺运行成本和社会效益等方面,对化学氧化-溶气气浮处理工艺和DOCF体系-无机炭膜处理工艺进行了技术经济比较,结果表明该工艺在运行成本、出水水质以及抗冲击负荷能力方面均优于化学氧化-溶气气浮处理工艺,处理成本低至1.345元/吨,且具有抗冲击能力强、处理效率高、运行稳定、运行处理成本低的特点,处理后水能达到延长油田低渗、特低渗透油田注入水水质要求,提高油田注水开发采收率,具有很好的应用价值和前景,值得进一步推广应用。
二、能吸附和分解细菌的陶瓷材料（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、能吸附和分解细菌的陶瓷材料（论文提纲范文）
（1）梯度多孔载Ag羟基磷灰石基复合陶瓷的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物陶瓷材料概述 |
| 1.1.1 碳素生物材料 |
| 1.1.2 氧化铝生物材料 |
| 1.1.3 β-磷酸三钙生物材料 |
| 1.1.4 羟基磷灰石生物材料 |
| 1.2 羟基磷灰石(HA)简介 |
| 1.2.1 HA特性 |
| 1.2.2 HA研究进展 |
| 1.2.3 HA应用 |
| 1.3 载银羟基磷灰石(Ag-HA)粉体的特性及制备方法 |
| 1.3.1 Ag-HA粉体的特性 |
| 1.3.2 Ag-HA粉体的制备方法 |
| 1.4 多孔HA生物医用陶瓷的特性及制备方法 |
| 1.4.1 多孔HA生物医用陶瓷的特性 |
| 1.4.2 多孔HA生物医用陶瓷的制备方法 |
| 1.5 纳米二氧化钛(TiO_2)简介 |
| 1.5.1 纳米TiO_2特性 |
| 1.5.2 纳米TiO_2应用 |
| 1.5.3 纳米TiO_2复合材料的研究进展 |
| 1.6 本实验研究目的及内容 |
| 2 实验内容与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验过程 |
| 2.2.1 Ag-HA粉体的制备 |
| 2.2.2 梯度多孔Ag-HA陶瓷的制备 |
| 2.2.3 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷的制备 |
| 2.3 性能测试 |
| 2.3.1 孔隙度测试 |
| 2.3.2 烧结收缩率测试 |
| 2.3.3 X射线衍射分析 |
| 2.3.4 显微组织观察及能谱分析 |
| 2.3.5 压缩性能检测 |
| 2.3.6 抗菌实验 |
| 3 实验结果与分析 |
| 3.1 Ag-HA粉体的物相组成分析 |
| 3.1.1 Ag含量对Ag-HA粉体物相组成的影响 |
| 3.1.2 水热温度对Ag-HA粉体物相组成的影响 |
| 3.2 Ag-HA粉体显微组织分析 |
| 3.3 Ag-HA粉体抗菌性能分析 |
| 3.3.1 载Ag量对Ag-HA粉体抑菌圈的影响 |
| 3.3.2 载Ag量对Ag-HA粉体最小抑菌浓度的影响 |
| 3.3.3 载Ag量对Ag-HA粉体杀菌率的影响 |
| 3.4 梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度分析 |
| 3.4.1 造孔剂分布对梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度的影响 |
| 3.4.2 压制压力对梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度的影响 |
| 3.4.3 烧结温度对梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度的影响 |
| 3.4.4 载Ag量对梯度多孔Ag-HA陶瓷孔隙度的影响 |
| 3.5 梯度多孔Ag-HA陶瓷烧结收缩率分析 |
| 3.5.1 造孔剂分布对梯度多孔Ag-HA陶瓷烧结收缩率的影响 |
| 3.5.2 压制压力对梯度多孔Ag-HA陶瓷烧结收缩率的影响 |
| 3.5.3 烧结温度对梯度多孔Ag-HA陶瓷烧结收缩率的影响 |
| 3.6 梯度多孔Ag-HA陶瓷物相组成分析 |
| 3.7 梯度多孔Ag-HA陶瓷显微组织分析 |
| 3.8 梯度多孔Ag-HA陶瓷的力学性能分析 |
| 3.8.1 造孔剂分布对梯度多孔Ag-HA陶瓷抗压强度的影响 |
| 3.8.2 压制压力对梯度多孔Ag-HA陶瓷抗压强度的影响 |
| 3.8.3 烧结温度对梯度多孔Ag-HA陶瓷抗压强度的影响 |
| 3.9 梯度多孔Ag-HA陶瓷抗菌性能分析 |
| 3.9.1 Ag含量对梯度多孔Ag-HA陶瓷抑菌圈的影响 |
| 3.9.2 Ag含量对梯度多孔Ag-HA陶瓷杀菌率的影响 |
| 3.10 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷孔隙度和烧结收缩率分析 |
| 3.11 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷物相组成分析 |
| 3.12 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷显微组织分析 |
| 3.13 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷力学性能分析 |
| 3.14 梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷抗菌性能分析 |
| 3.14.1 TiO_2 含量对梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷抑菌圈的影响 |
| 3.14.2 TiO_2 含量对梯度多孔Ag-HA/TiO_2 复合陶瓷杀菌率的影响 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（2）微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1. 饮用水源现状及存在的问题 |
| 1.1.1. 我国水资源状况 |
| 1.1.2. 饮用水源突出存在的问题 |
| 1.2. 微污染饮用水的现状及危害 |
| 1.3. 超滤膜工艺处理微污染原水 |
| 1.3.1. 膜分离技术 |
| 1.3.2. 超滤膜技术 |
| 1.3.3. 膜过滤预处理工艺 |
| 1.4. 混凝预处理工艺 |
| 1.4.1. 混凝工艺介绍 |
| 1.4.2. 混凝预处理对超滤膜污染的影响 |
| 1.5. 生物滤池预处理技术 |
| 1.5.1. 生物滤池工艺介绍 |
| 1.5.2. 常规生物滤池滤料的国内外研究 |
| 1.5.3. 常规生物滤池工艺处理饮用水的不足之处 |
| 1.6. 改性滤料的研究和应用 |
| 1.7. 本文研究的主要方向、目的及意义 |
| 第二章 实验水源和主要分析手段 |
| 2.1. 实验水源 |
| 2.2. 实验装置介绍 |
| 2.3. 主要分析方法和分析手段 |
| 2.3.1. 常规水质分析方法 |
| 2.3.2. 实验室检测方法 |
| 第三章 常规滤料生物滤池预处理微污染饮用水以及超滤污染的研究 |
| 3.1. 引言 |
| 3.2. 混凝剂投加量的优化 |
| 3.2.1. 混凝剂投加量对污染物的去除 |
| 3.2.2. 混凝预处理对超滤过滤性能的影响 |
| 3.3. 常规滤料生物滤池前期特征研究 |
| 3.3.1. 生物滤料挂膜 |
| 3.3.2. 生物滤料挂膜期间三氮的去除规律 |
| 3.4. 常规生物滤池预处理 |
| 3.5. 组合预处理超滤工艺污染物特征分析 |
| 3.5.1. 三维荧光光谱分析(EEM) |
| 3.5.2. 电镜分析 |
| 3.5.3. 红外光谱分析 |
| 3.5.4. 分子量分析 |
| 3.6. 超滤膜污染分析 |
| 3.7. 小结 |
| 第四章 不同滤料的生物滤池预处理对超滤膜污染的影响 |
| 4.1. 引言 |
| 4.2. 实验装置 |
| 4.3. 三种生物滤池污染物处理效果 |
| 4.3.1. 对污染物去除效果分析 |
| 4.3.2. 三种滤池沿程污染物浓度分析 |
| 4.4. 不同滤料生物滤池预处理对超滤膜污染的影响 |
| 4.4.1. 超滤膜过滤性能分析 |
| 4.4.2. 污染物分析 |
| 4.5. 小结 |
| 第五章 硝态氮/亚硝态氮催化还原研究 |
| 5.1. 引言 |
| 5.2. 实验介绍 |
| 5.3. 结果讨论与分析 |
| 5.3.1. 还原性铁粉Fe~0投加量 |
| 5.3.2. 溶液p H值 |
| 5.4. 动力学研究 |
| 5.4.1. 动力学模型 |
| 5.4.2. 动力学拟合结果分析 |
| 5.5. 小结 |
| 第六章 多孔复合催化剂滤料改性研究 |
| 6.1. 引言 |
| 6.2. 复合催化剂滤料制备方法 |
| 6.3. 不同活性组分复合催化剂的催化活性 |
| 6.3.1. 不同活性组分催化剂催化性能 |
| 6.3.2. 不同活性组分催化剂的硝态氮还原反应动力学分析 |
| 6.4. 复合催化剂及载体的选择 |
| 6.4.1. 滤料复合载体对催化性能的影响 |
| 6.4.2. 复合载体催化性能差异原因分析 |
| 6.5. 复合催化剂滤料的再生和再使用 |
| 6.6. 小结 |
| 第七章 改性双金属催化滤料生物滤池/超滤组合工艺高效去除机制研究 |
| 7.1. 引言 |
| 7.2. 实验介绍 |
| 7.3. BC-Biofilter对污染物的去除效果 |
| 7.3.1. 改性滤料对三氮的去除效果 |
| 7.3.2. 改性滤料对有机物的去除效果 |
| 7.4. 组合工艺污染物去除效果分析 |
| 7.5. BC-Biofilter对超滤膜过滤性能的影响及污染分析 |
| 7.5.1. 预处理工艺对比分析 |
| 7.5.2. 超滤膜过滤性能对比 |
| 7.5.3. BC-Biofilter预处理污染物分析 |
| 7.6. BC-Biofilter对超滤膜污染形态的影响分析 |
| 7.6.1. 膜表面污染对比分析 |
| 7.6.2. pH对滤饼层微絮体形态的影响 |
| 7.6.3. Zeta对滤饼层孔隙率的影响 |
| 7.6.4. 微絮凝对超滤膜孔堵塞的影响分析 |
| 7.6.5. 不同预处理工艺污染物与超滤膜界面相互作用能分析 |
| 7.7. 小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1. 研究结论 |
| 8.2. 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间主要学术成果 |
| 致谢 |
（3）羟基磷灰石载体微球的制备及其氟释研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 释氟的意义 |
| 1.2 氟释载体的研究状况 |
| 1.3 羟基磷灰石概述 |
| 1.3.1 羟基磷灰石的结构与表面特性 |
| 1.3.2 羟基磷灰石用途 |
| 1.4 羟基磷灰石微球的制备工艺 |
| 1.4.1 模板法制备HA微球 |
| 1.4.2 仿生法合成HA微球 |
| 1.4.3 自组装法制备HA微球 |
| 1.5 元素掺杂羟基磷灰石的概述 |
| 1.5.1 锶离子掺杂羟基磷灰石 |
| 1.5.2 氟离子掺杂羟基磷灰石 |
| 1.5.3 锶、氟离子共掺杂羟基磷灰石 |
| 1.5.4 碳酸根离子掺杂羟基磷灰石 |
| 1.6 本课题研究的意义和主要内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 磷灰石粉体的制备 |
| 2.1.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.2 粉体制备过程 |
| 2.1.3 SBF模拟体液配置过程 |
| 2.2 材料的测试与表征 |
| 2.2.1 Sr-FHA粉体的物相组成分析(XRD) |
| 2.2.2 Sr-FHA粉体的晶体结构分析(Rietveld精修) |
| 2.2.3 Sr-FHA粉体的官能团分析(FT-IR) |
| 2.2.4 Sr-FHA粉体显微结构分析(SEM) |
| 2.2.5 Sr-FHA粉体比表面积及孔径分布分析(BET) |
| 2.3 Sr-FHA粉体的离子缓释实验 |
| 2.4 Sr-FHA粉体的体外矿化实验 |
| 第三章 多孔微球Sr-FHA的水热制备研究 |
| 3.1 尿素含量对Sr-FHA微球结构的影响研究 |
| 3.1.1 不同尿素含量对Sr-FHA晶体形貌的影响 |
| 3.1.2 不同尿素含量对Sr-FHA物相组成的影响 |
| 3.1.3 不同尿素含量对Sr-FHA官能团的影响 |
| 3.1.4 不同尿素含量对Sr-FHA比表面和孔径分布的影响 |
| 3.1.5 不同尿素含量对Sr-FHA氟释性能的影响 |
| 3.2 不同锶含量对Sr-FHA微球结构研究 |
| 3.2.1 不同锶含量对Sr-FHA粉体物相组成的影响 |
| 3.2.2 不同锶含量对Sr-FHA官能团的影响 |
| 3.2.3 不同锶含量对Sr-FHA形貌的影响 |
| 3.2.4 不同锶含量对Sr-FHA氟释性能的影响 |
| 3.3 不同氟含量对Sr-FHA微球结构研究 |
| 3.3.1 不同氟含量对Sr-FHA物相组成的影响 |
| 3.3.2 不同氟含量对Sr-FHA官能团的影响 |
| 3.3.3 不同氟含量对Sr-FHA形貌的影响 |
| 3.3.4 不同氟含量对Sr-FHA氟释性能的影响 |
| 3.4 不同原料浓度对Sr-FHA微球结构研究 |
| 3.4.1 不同反应物浓度对Sr-FHA形貌的影响 |
| 3.4.2 不同反应物浓度对Sr-FHA官能团的影响 |
| 3.5 不同水热温度对Sr-FHA微球结构研究 |
| 3.5.1 不同水热温度对Sr-FHA形貌的影响 |
| 3.5.2 不同水热温度对Sr-FHA比表面和孔径分布的影响 |
| 3.5.3 不同反应温度对Sr-FHA氟释性能的影响 |
| 3.6 不同水热时间对Sr-FHA微球自组装过程的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 多孔微球体外矿化及缓释研究 |
| 4.1 不同浸泡液对Sr-FHA粉体的影响 |
| 4.2 不同浸泡时间对Sr-FHA物相的影响 |
| 4.3 不同浸泡时间对Sr-FHA官能团的影响 |
| 4.4 不同浸泡液对Sr-FHA粉体氟释的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A:硕士期间所取得的成果 |
（4）壳聚糖复合材料的制备及其对废水中离子染料的吸附机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水 |
| 1.1.1 印染废水的现状 |
| 1.1.2 印染废水的种类 |
| 1.2 印染废水的处理方法 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 膜分离技术 |
| 1.2.4 化学氧化法 |
| 1.3 表面活性剂在吸附中的应用 |
| 1.4 吸附染料过程中的选择性吸附能力 |
| 1.5 课题的研究意义,技术路线以及主要内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究主要内容以及技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 有机改性壳聚糖复合氧化铝的合成和表征 |
| 2.3.1 活性氧化铝(Al_2O_3)制备 |
| 2.3.2 壳聚糖复合氧化铝的制备 |
| 2.3.3 有机改性壳聚糖复合氧化铝的制备 |
| 2.3.4 有机改性壳聚糖复合氧化铝表征 |
| 2.4 吸附实验 |
| 2.4.1 实验准备 |
| 2.4.2 改性复合材料的吸附性能比较 |
| 2.4.3 吸附时间对阴离子染料吸附的影响 |
| 2.4.4 底物浓度和反应温度对阴离子染料吸附的影响 |
| 2.4.5 pH对不同离子染料吸附量的影响 |
| 2.4.6 复合材料在混合体系中的选择性吸附能力 |
| 2.4.7 改性复合材料的重复利用性 |
| 2.5 材料合成机理 |
| 第三章 改性复合材料的性能表征 |
| 3.1 合成材料的形貌分析 |
| 3.2 X-射线衍射(XRD) |
| 3.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.4 比表面积以及孔径分析 |
| 3.5 热稳定性分析(TGA) |
| 3.6 红外光谱分析(FTIR) |
| 3.7 稳定性分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 对离子染料的吸附性能研究 |
| 4.1 各种比例吸附材料对阴离子染料的吸附性能比较 |
| 4.2 吸附动力学 |
| 4.3 吸附等温线 |
| 4.4 pH值的影响 |
| 4.5 吸附热力学 |
| 4.6 混合体系吸附能力 |
| 4.7 重复利用率 |
| 4.8 吸附机理 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 总结 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参加的科研项目 |
| 攻读硕士学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
（5）TiO2-ACF光催化净化室内空气中过敏原的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景和意义 |
| 1.1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.2 课题研究的意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 光催化净化技术 |
| 1.2.2 TiO_2负载技术 |
| 1.2.3 光催化净化影响因素 |
| 1.2.4 TiO_2的改性研究 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 TiO_2光催化机理研究 |
| 2.1 纳米TiO_2光催化净化机理 |
| 2.2 TiO_2粒子的结构与性质 |
| 2.3 TiO_2载体的选择 |
| 2.4 TiO_2的制备与负载 |
| 2.5 影响TiO_2光催化效率的因素 |
| 2.6 TiO_2的改性处理 |
| 2.7 光催化反应器结构 |
| 2.8 本章小结 |
| 3 TiO_2-ACF光催化装置的制备及试验设计 |
| 3.1 实验目的 |
| 3.2 TiO_2光催化材料的制备与负载 |
| 3.2.1 载体的选择 |
| 3.2.2 TiO_2的制备方法 |
| 3.2.3 TiO_2的负载方法 |
| 3.2.4 所用仪器与试剂 |
| 3.2.5 TiO_2-ACF光催化材料的制备 |
| 3.2.6 TiO_2-ACF光催化材料再生方法 |
| 3.3 TiO_2-ACF光催化装置的制作 |
| 3.3.1 紫外灯的选型 |
| 3.3.2 风机的选型 |
| 3.3.3 外层滤料的选择 |
| 3.3.4 光催化装置的制作 |
| 3.4 实验方法 |
| 3.4.1 过敏原的选择 |
| 3.4.2 实验空间的选择 |
| 3.4.3 自然菌采集计数方法 |
| 3.4.4 实验影响因素分析 |
| 3.4.5 实验流程设计 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 光催化净化过敏原的实验结果及讨论 |
| 4.1 仅使用活性炭纤维时净化自然菌效率 |
| 4.2 光照种类对净化自然菌效率的影响 |
| 4.3 光照强度对净化自然菌效率的影响 |
| 4.4 TiO_2负载量对净化自然菌效率的影响 |
| 4.5 过滤速度对净化自然菌效率的影响 |
| 4.6 TiO_2-ACF光催化材料使用寿命与再生效果 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 TiO_2光催化材料的改性实验 |
| 5.1 实验目的 |
| 5.2 TiO_2改性实验影响因素 |
| 5.3 实验所需试剂及仪器 |
| 5.4 改性TiO_2光催化材料的制备 |
| 5.5 实验结果 |
| 5.5.1 TiO_2改性对净化自然菌效率的影响 |
| 5.5.2 TiO_2改性后对可见光响应的改变 |
| 5.5.3 Fe~(3+)掺杂量对净化自然菌效率的影响 |
| 5.5.4 改性后TiO_2-ACF光催化材料使用寿命与再生效果 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（6）TiO2基改性光催化剂耦合陶瓷膜反应器处理含抗生素类废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 抗生素类污染物的研究现状 |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 抗生素的来源及种类 |
| 1.2.3 环境中抗生素的潜在危害 |
| 1.2.4 抗生素类污染物降解研究进展 |
| 1.3 光催化技术降解抗生素类污染物的研究进展 |
| 1.3.1 概述 |
| 1.3.2 半导体光催化剂 |
| 1.3.3 光催化反应器 |
| 1.4 平板陶瓷膜反应器处理废水的研究进展 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 平板陶瓷膜 |
| 1.4.3 陶瓷膜耦合光催化技术反应器 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂及设备 |
| 2.2 催化剂的制备 |
| 2.2.1 TiO_2的制备 |
| 2.2.2 TiO_2-Fe_3O_4的制备 |
| 2.2.3 TiO_2-GO-Fe_3O_4的制备 |
| 2.3 材料表征方法 |
| 2.4 反应器的组成、工艺设计及运行方法 |
| 2.4.1 反应器的主要设备 |
| 2.4.2 TiO_2+SCMPR的工艺设计及运行方法 |
| 2.4.3 TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR的工艺设计及运行方法 |
| 2.4.4 TiO_2-GO-Fe_3O_4+SMSMPR的工艺设计及运行方法 |
| 2.5 反应器性能评价 |
| 2.5.1 反应器降解性能评价 |
| 2.5.2 反应器的最佳运行参数 |
| 2.5.3 反应器中AMX降解路径分析 |
| 2.5.4 实际废水处理效果的性能测试评价 |
| 第三章 基于紫外光活化的陶瓷膜反应器去除AMX的研究 |
| 3.1 基于紫外光活化的TiO_2+SCMPR反应体系 |
| 3.1.1 TiO_2催化剂物理化学性质分析 |
| 3.1.2 TiO_2+SCMPR反应体系的影响因素及降解动力学研究 |
| 3.2 基于紫外光活化的TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR反应体系 |
| 3.2.1 TiO_2-Fe_3O_4催化剂物理化学性质分析 |
| 3.2.2 TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR反应体系的影响因素及降解动力学研究 |
| 3.3 TiO_2+SCMPR与TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR工艺对比 |
| 3.3.1 pH值 |
| 3.3.2 H_2O_2的添加量 |
| 3.3.3 光照条件 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于可见光活化的陶瓷膜反应器去除AMX的研究 |
| 4.1 TiO_2-GO-Fe_3O_4催化剂物理化学性质分析 |
| 4.2 TiO_2-GO-Fe_3O_4+SMSMPR反应体系的影响因素及降解动力学研究 |
| 4.3 TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR与TiO_2-GO-Fe_3O_4+SMSMPR工艺对比 |
| 4.3.1 pH值 |
| 4.3.2 H_2O_2的添加量 |
| 4.3.3 光照 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 反应器降解AMX的机理研究 |
| 5.1 光催化反应器降解AMX机理分析 |
| 5.1.1 TiO_2催化降解AMX的机理分析 |
| 5.1.2 TiO_2+SCMPR体系中AMX的降解路径分析 |
| 5.2 光芬顿催化反应器降解AMX机理分析 |
| 5.2.1 TiO_2-Fe_3O_4催化降解AMX的机理分析 |
| 5.2.2 TiO_2-GO-Fe_3O_4催化降解AMX的机理分析 |
| 5.2.3 光芬顿催化体系中AMX的降解路径分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 反应器性能评价 |
| 6.1 反应器分离性能评价 |
| 6.1.1 TiO_2+SCMPR反应体系分离性能评价 |
| 6.1.2 TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR反应体系分离性能评价 |
| 6.1.3 TiO_2-GO-Fe_3O_4+SMSMPR反应体系分离性能评价 |
| 6.2 反应器长期运行性能评价 |
| 6.2.1 TiO_2+SCMPR反应器长期运行性能评价 |
| 6.2.2 TiO_2-Fe_3O_4+SMSMPR反应器长期运行性能评价 |
| 6.2.3 TiO_2-GO-Fe_3O_4+SMSMPR反应器长期运行性能评价 |
| 6.3 反应器对实际抗生素类废水的处理效果评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论及展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 存在问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表的论文 |
（7）天然矿物界面催化臭氧净水特性及新型催化剂设计合成（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水资源及其污染现状 |
| 1.2 水体中常见有机污染物特性及来源 |
| 1.2.1 天然有机物 |
| 1.2.2 人工合成有机物 |
| 1.3 臭氧氧化净水除污染物技术 |
| 1.3.1 臭氧的物理化学性质 |
| 1.3.2 臭氧氧化在水处理中的应用 |
| 1.3.3 基于臭氧的高级氧化技术 |
| 1.4 非均相臭氧催化氧化降解污染物研究进展 |
| 1.4.1 天然矿物催化材料 |
| 1.4.2 天然矿物改性催化材料 |
| 1.4.3 人工合成催化材料 |
| 1.5 课题的研究目的、意义和主要内容 |
| 1.5.1 课题的研究目的和意义 |
| 1.5.2 课题的主要内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 化学试剂 |
| 2.1.2 目标物及天然有机物的选择 |
| 2.1.3 试剂的配制 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 天然催化材料的选择与预处理 |
| 2.2.2 人工催化材料的设计与制备 |
| 2.2.3 目标污染物吸附实验 |
| 2.2.4 臭氧分解实验 |
| 2.2.5 臭氧氧化实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 目标物浓度测定 |
| 2.3.2 反应产物的测定 |
| 2.3.3 臭氧浓度的测定 |
| 2.3.4 体系中氧活性物种的测定 |
| 2.3.5 溶解性有机碳的测定 |
| 2.3.6 双氧水的测定 |
| 2.3.7 金属离子溶出的测定 |
| 2.3.8 发光细菌生物毒性的测定 |
| 2.3.9 催化材料的表征 |
| 第3章 天然石英类硅酸盐矿物的选择及臭氧催化效能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 常见天然石英类硅酸盐类矿物的基础表征及优选 |
| 3.2.1 几种天然石英类矿物的表观形貌 |
| 3.2.2 几种天然石英类矿物的晶体结构图 |
| 3.2.3 几种天然石英类矿物的臭氧分解能力 |
| 3.3 天然轻质混合石英的详细表征 |
| 3.3.1 天然轻质混合石英的比表面积和孔径分析 |
| 3.3.2 天然轻质混合石英的表面形貌分析 |
| 3.3.3 天然轻质混合石英的表面元素分析 |
| 3.3.4 天然轻质混合石英的表面元素价态分析 |
| 3.3.5 天然轻质混合石英的原子结构 |
| 3.3.6 天然轻质混合石英的表面零电荷点 |
| 3.3.7 天然轻质混合石英的表面化学基团 |
| 3.4 天然轻质混合石英催化臭氧降解莠去津效能的研究 |
| 3.4.1 天然轻质混合石英投量和反应器转速对吸附的影响 |
| 3.4.2 天然轻质混合石英粒径对莠去津降解和矿化的影响 |
| 3.4.3 天然轻质混合石英投量对莠去津降解和矿化的影响 |
| 3.4.4 反应温度对天然轻质混合石英降解莠去津和矿化的影响 |
| 3.4.5 pH对天然轻质混合石英降解莠去津和矿化的影响 |
| 3.4.6 天然有机物对天然轻质混合石英降解莠去津和矿化的影响 |
| 3.4.7 天然轻质混合石英臭氧催化过程中羟基自由基的鉴定 |
| 3.4.8 天然轻质混合石英催化臭氧分解降解莠去津机理 |
| 3.5 天然轻质混合石英臭氧催化氧化稳定性的研究 |
| 3.5.1 天然轻质混合石英催化效果的稳定性 |
| 3.5.2 天然轻质混合石英材料表面稳定性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 天然复合金属硅酸盐类矿物的选择及臭氧催化效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 常见天然复合金属硅酸盐类矿物的基础表征及优选 |
| 4.2.1 几种天然复合金属硅酸盐类矿物的表观形貌 |
| 4.2.2 几种天然复合金属硅酸盐类矿物的晶体结构 |
| 4.2.3 几种天然复合金属硅酸盐类矿物的臭氧分解能力 |
| 4.3 天然复合金属硅酸盐类矿物——铁电气石的详细表征 |
| 4.3.1 铁电气石的比表面积和孔径分析 |
| 4.3.2 铁电气石的表面形貌和物相分析 |
| 4.3.3 铁电气石的表面元素价态分析 |
| 4.3.4 铁电气石的表面零电荷点分析 |
| 4.3.5 铁电气石的表面化学基团分析 |
| 4.4 铁电气石催化臭氧降解莠去津效能的研究 |
| 4.4.1 温度对铁电气石吸附和降解莠去津的影响 |
| 4.4.2 温度对臭氧反应过程中臭氧逃逸的影响 |
| 4.4.3 投量对铁电气石吸附和降解莠去津的影响 |
| 4.4.4 pH对铁电气石吸附和降解莠去津的影响 |
| 4.4.5 无机阴离子对铁电气石吸附和降解莠去津的影响 |
| 4.4.6 铁电气石催化臭氧反应中自由基的鉴定 |
| 4.4.7 铁电气石催化引发臭氧分解降解污染物机理 |
| 4.5 铁电气石臭氧催化氧化稳定性的研究 |
| 4.5.1 铁电气石臭氧催化效果的稳定性 |
| 4.5.2 铁电气石表面形貌和结构的稳定性 |
| 4.5.3 铁电气石表面离子溶出 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 基于天然矿物界面特性合成催化材料及催化臭氧效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 钛酸(铁,锰)二元金属氧化物的基础表征 |
| 5.2.1 钛酸(铁,锰)二元金属氧化物的表面形貌 |
| 5.2.2 钛酸(铁,锰)二元金属氧化物的晶体结构 |
| 5.2.3 钛酸(铁,锰)二元金属氧化物的比表面积 |
| 5.3 钛酸(铁,锰)二元金属氧化物分解臭氧性能的研究 |
| 5.4 钛酸锰的详细表征 |
| 5.4.1 钛酸锰的晶体结构和表面元素分布 |
| 5.4.2 钛酸锰的表面元素价态 |
| 5.4.3 钛酸锰的表面酸位量 |
| 5.4.4 钛酸锰的表面零电荷点分析 |
| 5.5 钛酸锰臭氧催化氧化性能的研究 |
| 5.5.1 钛酸锰臭氧催化氧化降解对氯苯酚效能 |
| 5.5.2 钛酸锰臭氧催化氧化过程中自由基的鉴定 |
| 5.5.3 钛酸锰臭氧催化氧化效果的稳定性 |
| 5.5.4 钛酸锰催化材料的稳定性 |
| 5.5.5 钛酸锰臭氧催化氧化的离子溶出 |
| 5.6 制备温度对钛酸锰构型的影响 |
| 5.6.1 制备温度对钛酸锰形貌的影响 |
| 5.6.2 制备温度对钛酸锰晶体结构的影响 |
| 5.7 制备时间对钛酸锰构型的影响 |
| 5.7.1 制备时间对钛酸锰形貌的影响 |
| 5.7.2 制备时间对钛酸锰晶体结构的影响 |
| 5.8 制备温度和制备时间对钛酸锰催化氧化性能的影响 |
| 5.9 钛酸锰晶体的生长机理 |
| 5.9.1 矿化剂和晶面控制剂的影响 |
| 5.9.2 生长机理 |
| 5.10 本章小结 |
| 第6章 天然矿物催化臭氧降解莠去津产物及发光细菌毒性变化的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 莠去津降解产物的鉴定 |
| 6.3 莠去津主要降解产物的定量 |
| 6.3.1 静态臭氧催化体系降解莠去津主要降解产物的定量 |
| 6.3.2 半连续臭氧催化体系降解莠去津主要降解产物的定量 |
| 6.4 莠去津降解及降解产物的生成路径 |
| 6.4.1 莠去津降解产物的未脱氯降解路径 |
| 6.4.2 莠去津降解产物的脱氯降解路径 |
| 6.5 莠去津及产物的发光细菌毒性变化研究 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 附录 |
（8）微量元素掺杂（或光催化）羟基磷灰石复合材料的合成、表征及相关性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 羟基磷灰石简述 |
| 1.2.1 羟基磷灰石组成及结构 |
| 1.2.2 羟基磷灰石材料的应用 |
| 1.3 微量元素掺杂羟基磷灰石 |
| 1.3.1 锶掺杂羟基磷灰石(SrHA) |
| 1.3.2 镁掺杂羟基磷灰石(MgHA) |
| 1.4 羟基磷灰石/石墨烯(或氧化石墨烯)复合材料 |
| 1.4.1 放电等离子体法制备羟基磷灰石基复合材料 |
| 1.4.2 原位生长法制备羟基磷灰石基复合材料 |
| 1.5 羟基磷灰石/聚乳酸复合涂层 |
| 1.5.1 羟基磷灰石/聚乳酸复合涂层简述 |
| 1.5.2 羟基磷灰石/聚乳酸复合涂层的制备方法 |
| 1.6 二氧化钛/羟基磷灰石(或石墨烯)光催化材料 |
| 1.6.1 二氧化钛/羟基磷灰石(或石墨烯)光催化材料简述 |
| 1.6.2 二氧化钛光催化及抗菌原理 |
| 1.6.3 二氧化钛/羟基磷灰石(石墨烯)光催化材料的研究现状 |
| 1.7 课题意义、内容及创新点 |
| 1.7.1 课题的背景及意义 |
| 1.7.2 本文的研究内容及创新点 |
| 第2章 实验材料与方案 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 样品实验结果表征方法 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.3.3 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.3.4 场发射扫描电子显微镜(FESEM)分析 |
| 2.3.5 X射线能量色散仪(EDX)分析 |
| 2.3.6 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.3.7 拉曼光谱(Raman)检测 |
| 2.3.8 紫外可见近红外光谱仪分析 |
| 2.4 样品性能测试 |
| 2.4.1 光催化性能测试 |
| 2.4.2 抗菌性能测试 |
| 2.4.3 粘结强度测试 |
| 2.4.4 力学性能检测 |
| 第3章 锶掺杂羟基磷灰石/石墨烯复合材料的合成及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 样品XRD分析 |
| 3.3.2 样品的FTIR分析 |
| 3.3.3 样品的FESEM/EDX分析 |
| 3.3.4 样品的TEM表征分析 |
| 3.3.5 样品的Raman表征分析 |
| 3.3.6 样品的XPS分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 镁掺杂羟基磷灰石/氧化石墨烯/聚乳酸复合涂层的制备、表征及性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 MgHA和 MgHA/GO粉体的制备 |
| 4.2.2 基材预处理 |
| 4.2.3 镁掺杂羟基磷灰石/氧化石墨烯/聚乳酸复合涂层制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 MgHA/GO粉体的FTIR分析 |
| 4.3.2 MgHA/GO/PLA复合涂层的XRD表征 |
| 4.3.3 MgHA/GO复合材料的FESEM分析 |
| 4.3.4 MgHA/GO/PLA复合涂层的EDX分析 |
| 4.3.5 MgHA/GO/PLA复合涂层的SEM分析 |
| 4.3.6 Raman光谱分析 |
| 4.3.7 XPS表征 |
| 4.3.8 力学性能测试 |
| 4.3.9 粘结强度测试 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 二氧化钛/羟基磷灰石/石墨烯复合材料的合成、表征与性能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验内容 |
| 5.2.1 HA/GP粉体的制备 |
| 5.2.2 TiO_2/HA/GP复合材料的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 XRD表征分析 |
| 5.3.2 FTIR表征分析 |
| 5.3.3 FESEM形貌观测及EDX分析 |
| 5.3.4 TEM形貌观测 |
| 5.3.5 复合材料的光吸收图谱分析 |
| 5.3.6 复合材料的光催化性能测试 |
| 5.3.7 复合材料的抗菌性能测试 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
（9）氧化亚铜/微生物纤维素复合膜制备及其结构性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 纤维素 |
| 1.2.1 纤维素来源 |
| 1.2.2 纤维素分子结构 |
| 1.2.3 纤维素的理化性能 |
| 1.3 微生物纤维素 |
| 1.3.1 微生物纤维素生物合成 |
| 1.3.2 微生物纤维素成形的主要影响因素 |
| 1.3.3 微生物纤维素的结构与性能 |
| 1.3.4 微生物纤维素的应用 |
| 1.4 氧化亚铜 |
| 1.4.1 氧化亚铜的性能 |
| 1.4.2 氧化亚铜的制备 |
| 1.4.3 氧化亚铜的应用 |
| 1.5 微生物纤维素膜复合材料的制备及其结构与性能 |
| 1.5.1 多糖/微生物纤维素复合膜的制备及其结构与性能 |
| 1.5.2 无机材料/微生物纤维素复合膜的制备及其结构与性能 |
| 1.6 氧化亚铜复合材料 |
| 1.7 本课题的选题背景与研究内容 |
| 1.7.1 选题背景及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 微生物纤维素的制备 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 菌种来源 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.2.3 仪器设备 |
| 2.2.4 培养基 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 活化菌株 |
| 2.3.2 培养方法 |
| 2.3.3 微生物纤维素分离与提纯 |
| 2.3.4 干燥方式 |
| 2.3.5 表征测试 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 培养方式对微生物纤维素结构的影响 |
| 2.4.2 干燥方式对微生物纤维素膜结构与性能的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 Cu_2O/微生物纤维素复合膜的制备 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 葡萄糖作还原剂制备Cu_2O/微生物纤维素复合膜 |
| 3.3.2 醛基化纤维素制备及其原位合成Cu_2O |
| 3.3.3 分析表征 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 葡萄糖作还原剂制备Cu_2O/微生物纤维素复合膜 |
| 3.4.2 醛基化纤维素制备及其原位合成Cu_2O |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Cu_2O微生物纤维素复合膜抗菌性能 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 抗菌定性测试 |
| 4.3.2 抗菌定量测试 |
| 4.3.3 最小抑菌浓度的测定 |
| 4.3.4 抗菌机理分析 |
| 4.3.5 抗菌复合膜的安全性分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 Cu_2O/微生物纤维素复合膜抗菌定性分析 |
| 4.4.2 Cu_2O/微生物纤维素复合膜抗菌定量分析 |
| 4.4.3 Cu_2O的最小抑菌浓度 |
| 4.4.4 Cu_2O抗菌机理分析 |
| 4.4.5 Cu_2O/微生物纤维素复合膜安全性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Cu_2O纳米纤维/微生物纤维素复合膜传感性能 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 静电纺丝溶液的制备 |
| 5.3.2 静电纺丝 |
| 5.3.3 分析表征 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 PAA/PVA复合纤维对NH_3传感性能分析 |
| 5.4.2 (Cu_2O/PVA纤维)微生物纤维复合膜对NH_3传感性能分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 本文主要结论 |
| 6.2 本文的研究特色与创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（10）特低渗油田采出水涡流多相协同臭氧气浮处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 特低渗透油田采出水处理技术现状 |
| 1.2.1 特低渗透油田处理后水回注要求 |
| 1.2.2 特低渗透油田采出水处理工艺和方法 |
| 1.3 延长特低渗透油田采出水特征及存在问题 |
| 1.3.1 延长特低渗透油田储层特点及回注要求 |
| 1.3.2 延长特低渗透油田采出水复杂特征 |
| 1.3.3 延长特低渗透油田采出水处理工艺 |
| 1.3.4 延长特低渗透油田采出水处理后水质不稳定的原因 |
| 1.4 拟解决的关键问题 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 第2章 实验材料及实验方法 |
| 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 实验装置及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 分析测试方法 |
| 2.2.3 研究方法 |
| 2.2.4 数据分析方法 |
| 2.2.5 模拟采出水的配置 |
| 第3章 延长特低渗透油田采出水成分复杂特征及处理后水质劣化成因分析 |
| 3.1 采出水成分分析 |
| 3.2 添加剂对采出水乳化稳定特性的影响 |
| 3.2.1 杀菌剂对采出水乳化稳定性的影响 |
| 3.2.2 缓蚀剂对采出水乳化稳定性的影响 |
| 3.2.3 压裂返排液对采出水乳化稳定性的影响 |
| 3.3 处理后水质劣化成因分析 |
| 3.3.1 处理后水质成分分析 |
| 3.3.2 物理化学因素 |
| 3.3.3 腐蚀性因素 |
| 3.3.4 结垢性因素 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 涡流多相协同臭氧气浮(DOCF体系)工艺优化研究 |
| 4.1 DOCF体系及处理工艺的设计 |
| 4.1.1 设计背景 |
| 4.1.2 设计思路及原理 |
| 4.1.3 稳定达标处理工艺的设计 |
| 4.2 DOCF体系工艺优选及协同效应分析 |
| 4.2.1 评价指标的筛选 |
| 4.2.2 反应混合方式优化 |
| 4.2.3 协同工艺方法优化 |
| 4.3 涡流反应器混合条件优化 |
| 4.3.1 开孔个数 |
| 4.3.2 内外圆筒直径比 |
| 4.3.3 气液比 |
| 4.4 DOCF体系操作参数单因素优化 |
| 4.4.1 pH值 |
| 4.4.2 臭氧浓度 |
| 4.4.3 接触时间 |
| 4.4.4 入口压力 |
| 4.4.5 混凝剂加量 |
| 4.4.6 紫外强度 |
| 4.5 正交优化实验 |
| 4.6 响应面法优化 |
| 4.6.1 实验设计及模型建立 |
| 4.6.2 Box-Behnken实验运行结果 |
| 4.6.3 模型可靠性和拟合性验证 |
| 4.6.4 响应面交互作用分析 |
| 4.6.5 最佳工艺参数的确定与验证 |
| 4.7 有机絮凝剂APAM加药条件优化 |
| 4.8 DOCF体系处理效果评价分析 |
| 4.9 DOCF体系设备的开发及抗冲击试验运行效果 |
| 4.10 小结 |
| 第5章 DOCF体系处理模拟采出水的动力学及机理分析 |
| 5.1 氧化反应动力学级数的确定 |
| 5.2 氧化速率常数影响因素分析 |
| 5.2.1 pH值对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.2.2 臭氧浓度对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.2.3 PAC加量对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.2.4 入口压力对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.2.5 紫外灯功率对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.2.6 温度对氧化反应速率常数的影响 |
| 5.3 经验动力学模型的建立 |
| 5.4 DOCF体系处理油田采出水机理分析 |
| 5.4.1 破乳降浊机理 |
| 5.4.2 阻垢缓蚀机理 |
| 5.4.3 臭氧氧化协同混凝气浮处理机理 |
| 5.4.4 臭氧协同氧化作用机理 |
| 5.4.5 采出水污染物氧化处理机理 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 无机炭膜深度达标处理工艺研究 |
| 6.1 膜处理技术应用现状 |
| 6.2 膜处理工艺的优选 |
| 6.2.1 膜材料抗污染性能 |
| 6.2.2 膜材料的化学稳定性 |
| 6.3 采出水含污染物对无机炭膜的影响 |
| 6.3.1 乳化油对无机炭膜的影响 |
| 6.3.2 污染物对无机炭膜的影响 |
| 6.4 无机炭膜运行参数优化 |
| 6.4.1 工艺操作参数优化 |
| 6.4.2 长周期抗冲击运行处理效果 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 DOCF体系-无机炭膜处理工艺现场中试及技术经济评价 |
| 7.1 中试装置的现场应用 |
| 7.1.1 现场设备的安装 |
| 7.1.2 现场工艺参数优化 |
| 7.2 中试设备现场运行效果 |
| 7.2.1 处理后水达标性评价 |
| 7.2.2 处理后水稳定性评价 |
| 7.2.3 处理后水与地层配伍性评价 |
| 7.3 DOCF体系处理技术经济效益对比 |
| 7.3.1 DOCF体系与传统气浮工艺技术对比 |
| 7.3.2 经济和社会效益评价 |
| 7.4 DOCF体系-无机炭膜处理工艺主要技术指标和特点 |
| 7.4.1 处理工艺主要技术指标 |
| 7.4.2 处理工艺的主要特点 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论和建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及科研情况 |
四、能吸附和分解细菌的陶瓷材料（论文参考文献）
- [1]梯度多孔载Ag羟基磷灰石基复合陶瓷的制备及性能研究[D]. 李晓爽. 辽宁工业大学, 2020(03)
- [2]微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究[D]. 郝松泽. 天津工业大学, 2020(01)
- [3]羟基磷灰石载体微球的制备及其氟释研究[D]. 聂全义. 景德镇陶瓷大学, 2020(01)
- [4]壳聚糖复合材料的制备及其对废水中离子染料的吸附机理[D]. 蔡禹皓. 广东工业大学, 2020(02)
- [5]TiO2-ACF光催化净化室内空气中过敏原的研究[D]. 张峥. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [6]TiO2基改性光催化剂耦合陶瓷膜反应器处理含抗生素类废水的研究[D]. 李启龙. 上海交通大学, 2020(01)
- [7]天然矿物界面催化臭氧净水特性及新型催化剂设计合成[D]. 汪达. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [8]微量元素掺杂（或光催化）羟基磷灰石复合材料的合成、表征及相关性能研究[D]. 陈泽汇. 深圳大学, 2019(09)
- [9]氧化亚铜/微生物纤维素复合膜制备及其结构性能研究[D]. 胡英. 东华大学, 2019(03)
- [10]特低渗油田采出水涡流多相协同臭氧气浮处理技术研究[D]. 沈哲. 西南石油大学, 2018(06)