一、催化动力学分光光度法测定过氧化氢的研究（论文文献综述）
郭楠楠,王成[1]（2021）在《催化动力学光度法快速测定卤肉制品中的痕量铬》文中进行了进一步梳理目的建立催化动力学光度法快速测定卤肉制品中痕量铬。方法以卤肉制品为样品,通过单因素试验考察Cr（Ⅵ）-H2O2-溴甲酚绿催化反应体系中的pH、过氧化氢用量、溴甲酚绿用量、反应温度和反应时间对体系吸光度的影响,在最优反应条件下测定卤肉制品中的痕量铬。结果催化动力学光度法测定卤肉制品中痕量铬的最佳波长是630nm,反应体系pH4.4,过氧化氢的用量为0.2mL,溴甲酚绿用量为0.4 mL,在60℃水浴中加热5 min。该方法检出限为0.256μg/mL,平均加标回收率为88.5%～106.0%,相对标准偏差为1.1%～3.0%（n=5）。结论与GB 5009.123—2014《食品安全国家标准食品中铬的测定》中的电感耦合等离子体质谱法（inductively coupled plasma-mass spectrometry, ICP-MS）相比,本研究所建立的方法操作简单,所用仪器价廉易得、成本低、易于推广。
王晶[2]（2021）在《碱液吸收/电化学氧化处理乙硫醇恶臭气体效能与机制》文中研究指明恶臭污染会造成人们居住环境的恶化,引起人体嗅觉器官的功能紊乱,已成为我国政府和民众关心的重要环境问题。乙硫醇是重要的农药中间体和石油天然气组分,是典型的挥发性含硫恶臭污染物,具有强烈的刺激气味和极低的嗅觉阈值,少量的废气排放就会对周围环境造成十分恶劣的影响。农药生产和石油化工企业排放的乙硫醇恶臭气体通常具有排放浓度高、间断性排放和污染物含量波动性大等特点,针对此类恶臭气体,构建高效率、低成本的处理工艺仍是该领域亟需解决的难题。本论文基于乙硫醇气体的特点,构建了碱液吸收与电化学原位氧化相结合的处理工艺,利用铸铁和改性石墨毡作为阳极和阴极、氢氧化钠溶液作为电解液,将乙硫醇气体首先吸收于碱性电解液中,通过阳极氧化与阴极间接氧化的协同作用对电解液中的乙硫醇进行去除,实现恶臭气体的有效处理,本研究将为硫醇类恶臭气体的高效处理提供一种技术支持。本论文主要开展了以下研究工作。采用铸铁作为阳极,利用电化学法原位生成的高铁酸盐可以对电解液中的乙硫醇进行氧化。对高铁酸盐的电化学生成规律进行了研究,结果表明,高铁酸盐的净生成速率取决于其在铁阳极表面的生成速率和自分解反应速率。碱性溶液中高铁酸盐与乙硫醇氧化反应的动力学和计量学实验结果表明,高铁酸盐能够与乙硫醇迅速发生反应并最终生成乙基磺酸,其反应级数、速率常数和产物分布均受pH的影响。在所研究的pH范围内（pH=8.0～12.0）,总反应对高铁酸盐的反应级数随pH的升高由3/2转变为1,而对乙硫醇为一级反应,反应速率常数随pH的升高而降低。在pH=9.2时乙基磺酸为乙硫醇的主要氧化产物,而在pH=12.0时乙基亚磺酸为主要产物,反应中间产物的生成受pH的影响是导致反应级数随pH发生变化的原因。利用铸铁作为阳极对电解液中的乙硫醇进行氧化,对反应机制和乙硫醇的去除效能进行了探讨。结果表明,乙硫醇的氧化过程包括在铁阳极表面的氧化过程和高铁酸盐氧化过程,乙硫醇最终被氧化为乙基磺酸。在低浓度碱液中,阳极表面氧化过程起主要作用,高铁酸盐对乙硫醇氧化去除的贡献随着碱浓度的增加而增大。在2～10molL-1氢氧化钠溶液中,乙硫醇去除的最佳碱浓度和电流密度分别为2molL-1和6mAcm-2。为进一步提高乙硫醇的去除效率,利用恶臭气体作为空气源,在阴极通过氧气还原反应生成过氧化氢对电解液中的乙硫醇进行氧化。本论文选用石墨毡材料作为阴极并对其进行电化学改性处理,对改性石墨毡电极的表观形貌结构、元素价态和电化学性能进行了表征,探讨了过氧化氢在改性石墨毡电极上的生成规律和反应机制。结果表明,改性后石墨毡电极表面的氧元素含量由15.3%增加至28.3%,电极的水润湿性和电化学活性明显提高,在氢氧化钠溶液中过氧化氢生成的最佳碱浓度和电流密度分别为2molL-1和6mAcm-2,电解120min后过氧化氢的累积量为257.8mgL-1。此外,碱液浓度对改性石墨毡电极上氧气还原反应的热力学、动力学和反应历程有显着影响,随着碱液浓度的增加,氧气还原反应逐渐由2e转移路径转变为4e转移路径。以铸铁和改性石墨毡作为阳极和阴极、氢氧化钠溶液作为电解液,构建了碱液吸收/电化学氧化体系对乙硫醇恶臭气体进行处理,分别对电解液中乙硫醇的氧化规律和乙硫醇气体的去除效果进行了研究。结果表明,电解液中吸收的乙硫醇可以在过氧化氢氧化、自由基氧化和阳极氧化等多个氧化过程的协同作用下得到有效去除,生成二乙基二硫醚和乙基磺酸,并最终被氧化为乙基磺酸。乙硫醇气体的去除是碱液吸收和电化学氧化共同作用的结果,在最佳电解条件下,体系对流速为600mLmin-1、浓度不超过277mg m-3的乙硫醇气体的去除率达到99%以上,该体系可以实现在连续气流模式下对恶臭气体的有效去除。
夏辉[3]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中指出地下水是自然界水圈的重要组成部分,是人类赖以生存和社会经济发展珍贵的淡水资源战略物资;但是,随着工农业的快速发展,人为不合理的开发利用等因素导致地下水遭受污染。地下水埋藏于地下复杂的地质环境介质中,具有流动性、脆弱性、隐蔽性、动态变化性等特点,致使地下水污染修复专业技术要求高、工程难度大、成本高。近年来,纳米技术的兴起为地下水原位修复提供了新的技术支撑,纳米级的修复药剂可以在地下水-土介质中进行有效的迁移,从而为地下水污染高效低耗的原位修复提供了可能。在众多的修复药剂中,过氧化钙（Ca O?）是一种具有p H响应的特殊材料。在酸性条件下,Ca O?几乎可以全部转化为过氧化氢（H?O?）,在碱性条件下可以水解生成氧气（O?）和氢氧化钙（Ca（OH）?）。三种水解产物可分别应用于化学法、生物法和物理法修复污染。当Ca O?的粒径缩小至纳米级时,由于纳米效应带来的地下强迁移能力和强化学活性,使得nano-Ca O?可以迅速高效修复地下水污染。更重要的是,nano-Ca O?反应产物为钙盐、属于自然地下环境的主要成分,没有二次污染。因此,nano-Ca O?在环境修复领域中有着良好的应用前景。本文选取污染场地中常见的有机污染物硝基苯酚（PNP）和新兴污染物三（2-氯乙基）磷酸酯（TCEP）,以及镉、六价铬重金属等高关注度污染物作为研究目标,开展了基于纳米Ca O?地下水污染靶向修复工作。研究总体技术路线为:场地污染背景刻画→污染物测试方法开发→纳米Ca O?技术应用→理论预测与实验验证。其中“测试方法开发”解决了后续实验中纳米颗粒对PNP测定干扰的问题;“技术应用”中,首先利用普通Ca O?/Fe（II）类芬顿技术修复PNP污染,然后研制纳米级Ca O?、并用于地下水中PNP和Cd2+复合污染的修复;最后为解决纳米颗粒团聚问题,我们将聚合物壳聚糖和尤特奇EPO对Ca O?进行了包裹,制备了两种具有p H相应性的“核壳”纳米复合材料,分别为CS/Ca O?和EPO/Ca O?,并应用于地下水污染修复。在地下水污染去除实验中,我们以“避光”条件模拟地下的低光环境,以“震荡频率”模拟地下水的流动状态,并通过调整“p H”和添加“阴阳离子”的形式模拟地下水的水文地球化学条件,考察了地下水条件下的修复效果。为理解修复的内在机理,我们还利用量子化学的密度泛函理论（DFT）,探讨了nano-Ca O?降解新兴污染物TCEP的可能机理,并通过实验验证了机理的合理性。本研究的主要成果如下:（1）采用“10%甲醇猝灭—5%盐酸酸化—60℃中温加热—10 g/L抗坏血酸掩蔽”的预处理技术,解决了纳米氢氧化铁干扰的问题,实现了在317 nm下准确比色测定PNP浓度的目的,为后续实验提供了技术保障。（2）Ca O?和Fe（II）可以催化降解96%初始浓度为40 mg/L的污染物PNP。OH·是促使PNP降解的主因。除了HCO3-以外,地下水中Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Fe3+、Mn2+、SO42-、Cl-、NO3-等常规水化学条件不影响PNP的降解效果。初始p H和试剂用量是关键参数,而震荡频率、温度和光照条件是次要参数,这说明Ca O?适用于地下水PNP污染修复。（3）合成纳米Ca O?的粒径小于50 nm,Ca O?的含量占比71%。纳米Ca O?与Fe（II）联合可以去除93%的PNP（初始浓度为40 mg/L）和99%的Cd2+（初始浓度为10 mg/L）。PNP去除机理是OH·的氧化,Cd2+去除机理是铁氧体共沉淀。低p H值、高Fe2?的投放量、高震荡频率、高温有利于PNP的降解,而高p H值、低Fe2?投放量,高Nano-Ca O?投放量、高震荡频率、高温有利于Cd2+的沉淀去除;光照都两者都没有影响。地下水常规离子对复合污染的修复无影响,但是HCO3-和Mn2?对PNP的降解有负面影响,Fe3?,Ca2?,Mg2?等离子可与Cd2+产生沉淀竞争反应,对Cd2+的去除不利。（4）制备了两种包裹型“核壳”结构的复合材料,CS/Ca O?纳米材料的粒径介于100～200 nm之间、而EPO/Ca O?的粒径介于200～300 nm之间。包裹材料既提高了材料的p H响应能力,也解决了纳米颗粒团聚的问题。两种材料对于重金属Cr6+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+、As5+、Hg2+污染有着良好的修复效果,对10 mg/L初始浓度的污染水体去除率均达到95%以上。修复Cr6+污染地下水的机理为:在酸性体系中,外壳聚合物与质子发生解离反应,释放出内核材料Ca O?→酸解产生H?O?→将Cr6+还原为Cr3+。p H和震荡频率对修复效果影响较大,温度和光照条件无影响,高p H、大振荡频率有利于六价铬的去除,反之则不利;地下水中HCO3-、Fe3?,Mn2?对修复Cr6+会产生不利影响。重金属的修复机理则是沉淀去除。当体系额外加入Fe（II）时,铁氧体共沉淀效应会导致重金属去除的更快,去除率也更高;而且Fe试剂会催化产生高能的OH·,可用于有机物污染的同步去除,研究发现40 mg/L的PNP的去除率接近100%。（5）最后,利用DFT方法探究了nano-Ca O?降解TCEP的产物及其产生路径,合理解释了OH·氧化降解TCEP的过程,对相关产物的形成机制提供了证据;并且通过捕获TCEP的降解产物实验,印证了DFT理论推断的正确性,实现了理论与实践的结合。
胡平,刘俊桃,徐军[4]（2020）在《催化光度法在痕量锰测定中的应用》文中提出描述了催化动力学光度法在痕量锰测定方法建立中的应用,介绍了高碘酸盐、过氧化氢和溴酸盐三种常用的氧化剂在催化褪色光度法中的应用,并简要介绍了催化显色动力学和双波长双指示剂动力学法在痕量锰测定中的应用。
张祎宸[5]（2020）在《膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究》文中指出随着工业的发展,废水中难降解的有机物越来越多,对环境造成一定的破坏。其中抗生素类废水作为一种新型污染物具有难降解、毒性大、较稳定的特点。常规降解抗生素的方法如物理法、化学法、生物法对抗生素的降解效果已经不能达到降解需求,而高级氧化技术对降解有机污染物的应用前景广泛,其中芬顿反应所提供的·OH具有无选择性、氧化能力强等特点,对抗生素具有良好的降解效果。本课题以环丙沙星（CIP）作为目标污染物采用Nafion膜作为光助非均相芬顿催化剂进行反应,探究环丙沙星的降解效果,并对环丙沙星降解反应动力学和机理进行分析。本实验探究了Nafion膜的预处理、负载铁方法及最佳负载条件。探究Nafion/Fe3+膜在紫外光助非均相芬顿体系下降解环丙沙星的效果及H2O2浓度、pH、温度、环丙沙星初始浓度对环丙沙星降解情况的影响,并探讨Nafion/Fe3+膜催化降解环丙沙星过程中的循环使用性能及铁溶出情况。结果表明,Nafion/Fe3+膜的最佳负载量为26.5mg/g。Nafion/Fe3+膜可有效降解环丙沙星,在2h内降解率达到88%,在4h内环丙沙星能够完全降解。探究不同影响因素对环丙沙星降解效果的影响,通过单因素实验,可以确定20℃、pH=3、H2O2=100mg/L、环丙沙星浓度为50mg/L时,环丙沙星降解效果最好。在循环降解环丙沙星过程中,两个周期内降解环丙沙星效果较好。结合XRD和XPS结果可知多次降解效率的降低可能是由于Fe3+溶解导致膜上Fe含量降低或膜上Fe3+转化为Fe3O4非均相反应导致降解效果变差。实验讨论了·OH对Nafion/Fe3+膜破坏情况并通过SEM,XRD,XPS和FTIR进行分析。一次·OH攻击Nafion/Fe3+膜实验不能观察到膜上有明显的破坏影响。在多次膜破坏过程中,Fe3+在反应过程中具有化合价变化,铁离子溶解。经过五次破坏试验后,膜上C含量降低。Nafion/Fe3+膜虽有降解,但主体骨架及功能性基团仍可保持。通过重新负载后的Nafion/Fe3+膜仍有催化活性,能够维持两次高效降解环丙沙星。对膜负载非均相芬顿体系降解环丙沙星进行动力学分析,可知环丙沙星的降解反应过程符合一级动力学反应模型。环丙沙星溶液初始浓度越大,环丙沙星溶液的降解速率越小。
钟毅[6]（2020）在《基于高级氧化技术的水质总铬在线检测关键技术研究》文中研究说明随着社会不断发展和现代化步伐的不断深入,水环境的污染也在不断加剧。为保护人类赖以生存的水资源,通过水质自动在线监测来反映水体污染情况就显得尤为重要。其中,总铬水质自动在线监测仪是水质监测中必不可少的仪器。目前,国内外市场上存在的总铬水质自动在线监测仪所采用的方法大多是过硫酸钾氧化-二苯碳酰二肼（DPC）分光光度法,该法所使用的强氧化剂过硫酸钾具有一定的毒性和潮解性,不安全且不易保存。此外,该法还存在反应温度高、预消解和氧化反应时间长、使用化学试剂多、操作和维护成本高、操作繁琐等问题,难以满足现阶段水质总铬环保、安全、高效的在线检测新需求。因此,本研究重点对水质总铬测定中氧化消解方法及其在线消解与检测装置的设计展开研究,以寻求一种安全环保、节能高效、操作简单、检测精度高的新型总铬测定方法,同时对该法的可行性及有效性进行实验验证,并对水质总铬在线检测装置及计算机控制系统进行设计,为新型总铬水质自动在线监测仪的开发奠定坚实的基础。论文主要的研究内容具体如下:（1）在分析水质自动在线监测对水资源保护的重要性及水环境中的重金属铬污染危害性的基础上,对总铬含量测定的国标法和其他新型测定方法、国内外市场上总铬水质自动在线监测仪的研发现状进行了总结与评述,为后续水质总铬测定中氧化消解方法的研究与新型总铬自动在线检测装置的设计提供思路。（2）对总铬检测过程中的氧化消解反应及显色反应进行了研究,提出了UV/O3高级氧化-DPC分光光度法的水质总铬新型测定方法。针对高锰酸钾或过硫酸钾氧化-DPC分光光度法存在反应温度高、预消解和氧化反应时间长、使用化学试剂多、操作和维护成本高、操作繁琐等问题,在对比分析各种常见氧化剂KMn O4、K2S2O8、（NH4）2S2O8、KCl O3、H2O2以及各种高级氧化技术的适用性基础上,选定了氧化能力更强的·OH作为含铬水样氧化消解的氧化剂,并确定了基于UV/O3的高级氧化法作为含铬水样氧化消解的基本方法;针对臭氧氧化剂对总铬测定结果存在负干扰的问题,通过调节试样p H,有效避免了臭氧降解产生过氧化氢在酸性条件下会促使六价铬离子还原而导致检测偏低的问题;同时进行水质总铬检测实验装置的设计,并实验探究了反应液体积、p H、反应时间、臭氧气量和紫外光强对总铬氧化率的影响,以及显色剂溶剂、显色酸度、显色剂用量和显色时间对总铬测定结果的影响,并获得了较优的工艺操作条件。（3）对水质总铬检测实验装置的性能指标进行测试与评价。检测结果表明:总铬浓度在0～1.25 mg/L范围内时,总铬校准曲线具有良好的线性度,R2为0.9998;同时,精密度-RSD、示值误差-δ、方法检出限-MDL和转化率-P分别为1.14%、1.17%、0.0007 mg/L和98.99%,均优于国家环境保护标准中规定的基本要求:≤5%、±5%、≤0.01 mg/L和≥90%,验证了UV/O3高级氧化-DPC分光光度法测定水质总铬的可行性与有效性。此外,进一步实验研究与验证了工业废水中常见金属离子对基于高级氧化技术的总铬测定方法检测结果的影响,为水质总铬自动在线检测结果的分析提供参考。（4）根据水质总铬自动在线检测装置的具体操作流程,对装置的预处理单元、氧化消解/显色单元、进样/计量单元、分析单元和控制单元进行详细的选型与设计。同时,根据具体的工艺控制要求,提出了相应的自动控制系统方案,最后在系统测控点统计的基础上设计了基于S7-200 SAMRT PLC的微型计算机控制系统,并对系统硬件进行选型与配置,为水质总铬自动在线检测装置的开发奠定了坚实的基础。
赵倩[7]（2020）在《空气呼吸阴极二电子氧还原活性的研究及应用》文中指出过氧化氢（H2O2）是一种用途广泛、环境友好型的强氧化性化学物质,具有广泛的商业用途。传统的H2O2合成方法如蒽醌氧化工艺等工艺繁杂,能量消耗大,而且H2O2的运输、储存和处理均存在潜在的危险和额外的成本。电化学合成法是一种潜在的H2O2原位合成的替代方法。碳基材料的电催化原位合成H2O2的核心机制是二电子氧还原反应（ORR）,因此促进二电子氧还原反应的发生是关键。理想的亲水性和疏水性平衡可以使电解质溶液和O2在催化层中的催化位点之间形成稳定的三相界面（TPIs）,从而实现可持续地合成H2O2。在本研究中,首先通过调节石墨-炭黑-聚四氟乙烯（PTFE）空气呼吸阴极催化层中PTFE含量来调节催化剂的孔隙结构和亲/疏水性,旨在提高催化剂的二电子ORR活性,从而有效地生成H2O2。其次,通过煅烧不同时间的空气呼吸阴极催化层调节催化层结构,研究了催化层的煅烧对二电子ORR活性的影响机制。此外,通过耦合生物电化学体系和高级氧化过程（BESs/AOPs）,搭建了一种新型的生物异位降解CH2O体系,优化体系参数,以提高原位生物降解CH2O的去除性能。研究发现,在电化学体系中,超疏水空气呼吸阴极PTFE0.57的H2O2产率和电流效率最高,分别为3005±58 mg L-1 h-1(25 m A cm-2)和84%(20 m A cm-2)。随着催化层中PTFE含量的增加,催化层的亲水性增加,导致三相界面H+过多,O2扩散不足,使H2O2进一步分解为H2O,造成H2O2产率和电流效率降低。此外,催化层的煅烧会使C–O和C=O等含氧官能团含量下降及F相对含量增加,造成了H2O2产率和电流效率降低,且催化层煅烧时间越长,H2O2产率和电流效率越低。这是因为C–O和C=O等含氧官能团更容易吸附O2而可以作为二电子ORR的活性位点,而高F含量导致材料的缺陷量增大,石墨化程度降低,致使电极的导电性减弱,反应动力学降低,从而导致二电子ORR性能的下降。BES/AOPs可通过电化学活性细菌的生物电子经外电路转移至BESs阴极合成H2O2,作为UV/H2O2体系中降解CH2O的·OH来源。相比于生物原位降解,CH2O的生物异位降解可以有效地避免CH2O的生物毒性,降解效率更高,速度更快,去除率提高了69%–308%,降解时间缩短了98%。
卢柄彤[8]（2019）在《离子膜烧碱工艺盐水中碘的测定及脱除技术研究》文中研究表明离子膜法生产烧碱是世界制碱行业的主流技术。其中,离子膜造价高昂,但原料盐水中碘的存在会对离子膜的使用寿命产生严重影响,从而增加了制碱的成本。盐水中的碘最开始以I-的形式存在,但在电解过程中I-失电子将被氧化成IO3-、IO65-等,这是淡盐水中碘的主要存在形式。随着淡盐水循环利用次数增加,这些离子将会积聚,导致二次盐水中碘的含量较高。当碘浓度高于0.2 mg/L（以I-计）时,将会与Na+、Ba2+、Mg2+、Ca2+、Sr2+等离子结合生产难溶的 Ba5（I06）2、Mg5（IO6）2、Ca5（I06）2、Sr5（I06）2等沉淀沉积于离子膜上,从而导致槽电压升高,电流效率降低,能耗增加等。因此,对工艺盐水中的碘含量进行准确的分析检测,选用合适的脱除方法除去工艺盐水中的碘,对于保护离子膜具有重要的意义。本课题通过对改进硫酸铈催化分光光度法和硫氰化铁-亚硝酸分光光度法的讨论,建立了适用于离子膜烧碱工艺盐水中碘含量的测定方法;利用复合吸附剂吸附法对脱氯淡盐水和高盐水进行碘的脱除研究,成功脱除了这两种盐水中所含的大部分碘。论文主要研究成果如下:（1）建立了氯碱工艺盐水中碘含量的分析方法。该方法具有较高的灵敏度和准确性,其检出限为0.3 μg·L-1,测定下限低于1.0 μg·L-1。对烧碱生产工艺中二次盐水和脱氯淡盐水进行加标回收实验,回收率在95.00%～104.0%范围内,相对标准偏差（RSD）低于8.0%;此外,卤水中高浓度的氯化钠对该测定方法的准确度没有明显的影响。（2）研究了脱氯淡盐水的脱碘技术。通过实验确定的脱碘条件为:pH值2.5左右,反应30 min后,加入1.8 mL浓度为1 g/L的还原剂溶液,反应40 min,通入复合吸附剂吸附柱,以5 mL/min的流速流出,脱除后溶液中的碘含量在0.31 mg/L左右,碘脱除率在90%以上。（3）研究了电厂高盐水的脱碘技术。通过实验确定的脱碘条件为:调节pH值至2.0左右,加入0.3 mL 5%的氧化剂溶液对100 mL的电厂高盐水氧化50 min,通入复合吸附剂吸附柱,以6 mL/min的流速流出,脱除后卤水中的碘含量约为0.04 mg/L,碘脱除率可达95%以上。
刘龙飞,王美琪,星成霞,王应高,胡志光[9]（2017）在《催化动力学光度法测定痕量铁（Ⅲ）的不同方法》文中研究说明电厂中铁离子的检测是很重要的一个指标,论文介绍和论述了近年来催化动力学光度法的研究和具体的检测方法包括铁（Ⅲ）-二溴对氯偶氮胂-高碘酸钾体系,KBr O3-KI-季胺新体系,过氧化氢-铁（Ⅲ）-罗丹明B催化体系,Fe（Ⅲ）-灿烂绿-过氧化氢,Fe（Ⅲ）-H2O2-丽春红-1,10-菲啰啉体系,Fe（Ⅲ）-H2O2-甲基蓝体系,Fe（Ⅲ）-H2O2-酸性铬蓝K体系,过氧化氢氧化氨基黑10B催化光度法等。对实际电厂中痕量铁的检测有重要的意义。
白亮[10]（2016）在《双波长双指示剂催化动力学光度法在微量元素分析中的应用》文中指出本文研究了几种双指示剂催化反应体系,利用铁、钴、锰等离子对双指示剂反应体系具有催化作用,依据催化剂浓度和催化反应速率之间的比例关系,从而利用双波长、双指示剂催化动力学光度法测定环境中微量的锰、钴、铁的新方法。实验研究优化了最佳的试剂用量,实验的反应介质、实验的反应温度以及实验的时间对反应速率的影响,并根据实验结果给出了工作曲线。文章的主要内容如下:1.本文第三章研究了高碘酸钾氧化酸性品红和亚甲基蓝的褪色光度法测定茶叶中微量锰。在pH=4.50的HAc-NaAc缓冲溶液中,微量锰能同时催化高碘酸钾氧化酸性品红和亚甲基蓝。实验分别给出了在546nm1λ=和664nm2λ=的情况下,吸光度值的变化以及锰离子浓度的线性关系,建立了双波长双指示剂催化光度法测定微量锰的新方法。检出限为μgmL41011.1-×2.本文第四章研究了过氧化氢氧化橙黄G和间甲酚紫光度法测定微量钴（Ⅱ）。在pH=9.50的NH3-NH4Cl缓冲溶液中,间甲酚紫和催化过氧化氢橙黄G在微量钴的作用下被同时催化。实验分别测定了在500nm1λ=和575nm2λ=的条件下,Co2+浓度和吸光度值的变化线性关系,建立了双波长双指示剂催化光度法测定痕量钴的新方法。检出限为μgmL5100.3-×,线性范围Lg 0.11.0μμmLm g。该方法用于测定维生素B12中微量Co2+,加标回收率在95.8%102.8%,得到了令人满意的实验结果。。在测量茶叶中微量锰（Ⅱ）的含量时。得到了令人满意的实验结果。3.本文第五章研究了碘酸钾氧化橙黄G和孔雀石绿褪色法测定痕量锰（Ⅱ）。在pH=4.6的HAc-NaAc缓冲,锰元素能够同时催化高碘酸钾氧化橙黄G和孔雀石绿。分别通过测量505nm1λ=和595nm2λ=在催化体系和非催化体系下的吸光度,利用双波长双指示剂催化动力学光度法建立了测定微量锰（Ⅱ）的检测方法。检出限为μgmL41039.1-×。该方法具有操作简单的优点,可用于测量水中的痕量锰（Ⅱ）。实验结果令人满意。4.本文第六章研究了过氧化氢氧化罗丹明B和亚甲基蓝光度法测定微量铁。在pH=3.14的HNO3酸性液介质中,微量铁能同时催化过氧化氢氧化罗丹明B和亚甲基蓝。通过测量555nm1λ=和663nm2λ=处催化体系和非催化体系的吸光,建立了双波长双指示剂催化光度法测定微量铁的方法。检出限为μgmL41091.1-×。该方法的优点是灵敏度较高,可以直接测量雨水中微量Fe3+的含量。通过本文的实验证明,利用双指示剂催化体系是测定痕量元素行之有效的方法,因其高灵敏度、强选择性和较宽的分析范围等优点,在实际应用中具有一定的价值。
二、催化动力学分光光度法测定过氧化氢的研究（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、催化动力学分光光度法测定过氧化氢的研究（论文提纲范文）
（1）催化动力学光度法快速测定卤肉制品中的痕量铬（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 仪器与设备 |
| 1.2 材料与试剂 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 样品的处理 |
| 1.3.2 样品中痕量铬的测定 |
| 1.3.3 正交试验设计 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 色素的选择 |
| 2.2 波长的选择 |
| 2.3 p H的选择 |
| 2.4 溴甲酚绿用量的选择 |
| 2.5 过氧化氢用量的选择 |
| 2.6 铬标液用量的选择 |
| 2.7 反应温度的选择 |
| 2.8 反应时间的选择 |
| 2.9 正交试验设计 |
| 2.1 0 工作曲线 |
| 2.1 1 加标回收率 |
| 2.1 2 检出限及定量限 |
| 2.1 3 样品结果分析 |
| 2.1 4 催化动力学光度法与ICP-MS法测定结果比较 |
| 3 结论 |
（2）碱液吸收/电化学氧化处理乙硫醇恶臭气体效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 乙硫醇恶臭气体控制技术研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 电化学氧化技术在恶臭气体处理中的应用 |
| 1.3.1 直接氧化过程 |
| 1.3.2 间接氧化过程 |
| 1.4 电化学法生成高铁酸盐研究和应用现状 |
| 1.4.1 高铁酸盐的物理化学性质 |
| 1.4.2 高铁酸盐的制备方法 |
| 1.4.3 电化学法生成高铁酸盐的实际应用 |
| 1.5 石墨毡阴极材料研究现状 |
| 1.5.1 氧气还原反应 |
| 1.5.2 石墨毡阴极材料改性方法 |
| 1.6 该研究领域存在的主要问题 |
| 1.7 本文的主要研究内容 |
| 1.7.1 课题来源 |
| 1.7.2 课题选题依据、目的和意义 |
| 1.7.3 主要研究内容 |
| 1.7.4 技术路线图 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 主要实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 反应装置与实验方法 |
| 2.2.1 电化学实验装置与方法 |
| 2.2.2 高铁酸盐与目标有机物的反应动力学和计量学实验 |
| 2.2.3 碱液吸收/电化学氧化体系处理乙硫醇气体 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 高铁酸盐浓度的测定 |
| 2.3.2 乙硫醇浓度的测定 |
| 2.3.3 过氧化氢浓度的测定 |
| 2.3.4 乙硫醇氧化产物的测定 |
| 2.4 改性石墨毡电极的制备与表征 |
| 2.4.1 改性石墨毡电极的制备 |
| 2.4.2 石墨毡电极的表征 |
| 第3章 电化学法生成高铁酸盐原位氧化乙硫醇效能与反应机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 高铁酸盐的电化学生成规律及反应动力学 |
| 3.2.1 电化学法生成高铁酸盐影响因素分析 |
| 3.2.2 高铁酸盐在氢氧化钠溶液中的稳定性 |
| 3.2.3 电化学法生成高铁酸盐反应动力学模型的建立与验证 |
| 3.3 高铁酸盐与乙硫醇的氧化反应机制 |
| 3.3.1 高铁酸盐氧化乙硫醇的反应动力学 |
| 3.3.2 高铁酸盐与乙硫醇的反应计量学和氧化产物 |
| 3.3.3 高铁酸盐与乙硫醇氧化反应路径推测 |
| 3.4 乙硫醇在阳极表面的氧化规律 |
| 3.4.1 氢氧化钠浓度和电流密度的影响 |
| 3.4.2 氧化产物分析 |
| 3.5 乙硫醇在铸铁阳极上的氧化规律和机制 |
| 3.5.1 反应机制分析 |
| 3.5.2 氢氧化钠浓度和电流密度的影响 |
| 3.5.3 电极使用次数的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 石墨毡阴极改性及其电化学生成过氧化氢机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 改性石墨毡电极结构和电化学性能表征 |
| 4.2.1 表观形貌分析 |
| 4.2.2 表面结构分析 |
| 4.2.3 表面元素价态分析 |
| 4.2.4 电化学性能分析 |
| 4.3 过氧化氢电化学生成影响因素及机制 |
| 4.3.1 氢氧化钠浓度的影响 |
| 4.3.2 电流密度的影响 |
| 4.3.3 电极使用次数的影响 |
| 4.3.4 氧气还原反应机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 碱液吸收/电化学氧化体系处理乙硫醇工艺优化与效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 阴阳极协同处理乙硫醇溶液工艺优化 |
| 5.2.1 反应体系分析 |
| 5.2.2 氢氧化钠浓度的影响 |
| 5.2.3 电流密度的影响 |
| 5.2.4 曝气模式的影响 |
| 5.2.5 循环使用次数的影响 |
| 5.3 碱液吸收/电化学氧化体系处理乙硫醇气体影响因素分析 |
| 5.3.1 乙硫醇气体在氢氧化钠溶液中的吸收 |
| 5.3.2 氢氧化钠浓度的影响 |
| 5.3.3 气体浓度的影响 |
| 5.3.4 气体流量的影响 |
| 5.4 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 |
（3）基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 我国地下水污染现状 |
| 1.2.2 地下水修复技术 |
| 1.2.3 “智能”生物响应材料 |
| 1.2.4 环境修复“热点”材料的研究动态 |
| 1.2.5 CaO_2在环境治理中的研究动态 |
| 1.2.6 纳米CaO_2制备技术 |
| 1.2.7 “靶向修复”技术应用前景分析 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 主要内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.4 研究方法与技术 |
| 1.4.1 场地地下水污染问题概化 |
| 1.4.2 实验技术手段 |
| 1.4.3 研究技术思路 |
| 1.4.4 研究技术流程 |
| 第二章 纳米Fe(OH)_3干扰下PNP测定方法 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要实验仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 实验试剂的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PNP工作曲线 |
| 2.3.2 Nano-Fe(OH)_3溶液 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 分析谱线选择的研究 |
| 2.4.2 甲醇和抗坏血酸的作用 |
| 2.4.3 纳米Fe(OH)_3胶体与共存在离子的影响 |
| 2.4.4 盐酸和抗坏血酸用量的影响 |
| 2.4.5 温度和时间的影响 |
| 2.4.6 方法准确度与精密度 |
| 2.5 研究前景评述 |
| 2.5.1 环境效应 |
| 2.5.2 不足之处与展望 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 地下水PNP污染的CaO_2/Fe(Ⅱ)类芬顿修复机理 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 降解实验过程 |
| 3.3.2 降解体系对水质影响实验 |
| 3.3.3 体系活性氧捕获实验 |
| 3.3.4 降解产物捕获实验 |
| 3.3.5 测试方法 |
| 3.3.6 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 CaO_2/Fe(Ⅱ)体系对水质影响 |
| 3.4.2 过氧化氢释放规律 |
| 3.4.3 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解PNP的内在机理 |
| 3.4.4 CaO_2和Fe(Ⅱ)投放量 |
| 3.4.5 地下水化学条件 |
| 3.4.6 溶解态离子的变化 |
| 3.4.7 降解产物和降解路径 |
| 3.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 3.5.1 场地地下水污染概化 |
| 3.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 3.5.3 原位修复效益评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 地下水PNP-Cd复合污染的pH响应型纳米CaO_2修复机理 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 测试方法 |
| 4.3.3 材料表征 |
| 4.3.4 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 纳米过氧化钙的制备 |
| 4.4.2 纳米过氧化钙的表征 |
| 4.4.3 Fe(Ⅱ)催化nano-CaO_2去除PNP和 Cd的性能研究 |
| 4.4.4 Nano-CaO_2/Fe2?体系中活性氧的研究 |
| 4.4.5 Fe(Ⅱ)和Nano-CaO_2投放量的影响 |
| 4.4.6 Nano-CaO_2的pH响应性论证 |
| 4.4.7 地下水动力、温度和光照条件的影响 |
| 4.4.8 地下水水化学条件的影响 |
| 4.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 4.5.1 场地地下水复合污染概化 |
| 4.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 4.5.3 原位修复效益评估 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 基于pH响应型纳米CS/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 主要实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 测试方法 |
| 5.3.3 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 5.4.2 试剂添加顺序对合成效果的影响 |
| 5.4.3 CS/CaO_2材料pH响应性验证 |
| 5.4.4 技术应用——地下水六价铬污染修复 |
| 5.4.5 技术应用——地下水中对硝基苯酚的原位修复 |
| 5.4.6 技术应用——重金属污染地下水的修复 |
| 5.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 5.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 5.5.2 原位修复效益评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 基于pH响应型纳米EPO/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂材料 |
| 6.2.2 主要实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验步骤 |
| 6.3.2 测试方法 |
| 6.3.3 数据分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 6.4.2 EPO/CaO_2纳米材料pH响应性验证 |
| 6.4.3 技术应用-修复六价铬 |
| 6.4.4 技术应用-地下水对硝基苯酚有机污染的原位修复 |
| 6.4.5 技术应用-重金属污染地下水的修复 |
| 6.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 6.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 6.5.2 原位修复效益评估 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 Nano-CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的DFT预测与实验验证 |
| 7.1 研究背景 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 AOPs降解TCEP环境学背景 |
| 7.2.2 模拟流程 |
| 7.2.3 DFT计算细节 |
| 7.2.4 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的实验过程 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 HAP和 RAP反应机理 |
| 7.3.2 后续转化机理 |
| 7.3.3 AOPs中生成其它官能团的可能机理 |
| 7.3.4 实验验证结果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究特色与创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）催化光度法在痕量锰测定中的应用（论文提纲范文）
| 1 催化褪色动力学光度法 |
| 1.1 基于高碘酸盐的催化褪色光度法 |
| 1.2 基于过氧化氢的催化褪色光度法 |
| 1.3 基于溴酸盐的催化褪色光度法 |
| 2 催化显色动力学光度法 |
| 3 双波长双显色剂催化动力学光度法 |
| 4 小结 |
（5）膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 课题背景 |
| 1.1 抗生素污染现状 |
| 1.2 环丙沙星的性质及处理现状 |
| 1.2.1 环丙沙星的性质 |
| 1.2.2 降解环丙沙星废水的研究现状 |
| 1.3 芬顿氧化技术 |
| 1.3.1 芬顿技术概述 |
| 1.3.2 非均相芬顿技术概述 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 制备非均相芬顿催化剂Nafion/Fe膜 |
| 2.2.2 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿体系降解环丙沙星 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 铁浓度测定 |
| 2.3.2 F-浓度测定 |
| 2.3.3 SO_4~(2-)浓度测定 |
| 2.3.4 环丙沙星浓度测定 |
| 2.3.5 ·OH浓度测定 |
| 2.3.6 Nafion膜表征方法 |
| 2.3.7 环丙沙星降解率的计算 |
| 2.3.8 ·OH生成效率的计算 |
| 第3章 非均相芬顿催化剂Nafion/Fe~(3+)膜降解性能 |
| 3.1 非均相芬顿催化剂Nafion/Fe~(3+)膜的制备 |
| 3.2 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿体系降解环丙沙星 |
| 3.2.1 Nafion/Fe~(3+)膜降解环丙沙星 |
| 3.2.2 H2O2初始浓度对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.3 初始pH对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.4 反应温度对降解CIP效果的影响 |
| 3.2.5 CIP初始浓度对降解CIP效果的影响 |
| 第4章 Nafion/Fe~(3+)膜性能试验及降解环丙沙星表现动力学分析、机理 |
| 4.1 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿反应连续使用寿命试验 |
| 4.2 Nafion/Fe~(3+)膜稳定性研究 |
| 4.3 环丙沙星降解表现动力学分析 |
| 4.4 Nafion/Fe~(3+)膜非均相芬顿降解环丙沙星机理 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（6）基于高级氧化技术的水质总铬在线检测关键技术研究（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 |
| 1.2 总铬测定方法研究现状 |
| 1.2.1 总铬测定的国标法 |
| 1.2.2 总铬测定方法的研究 |
| 1.3 总铬水质自动在线监测仪研发现状 |
| 1.4 主要工作内容和论文框架 |
| 第二章 基于UV/O_3高级氧化技术的总铬测定方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 氧化消解方法选择 |
| 2.2.1 氧化剂的选择 |
| 2.2.2 高级氧化技术 |
| 2.2.3 小结 |
| 2.3 总铬测定的初步实验探究 |
| 2.3.1 实验药品 |
| 2.3.2 实验仪器与设备 |
| 2.3.3 实验试剂配制 |
| 2.3.4 臭氧干扰排除 |
| 2.3.5 小结 |
| 2.4 水质总铬检测实验装置设计 |
| 2.4.1 氧化消解反应装置 |
| 2.4.2 显色反应装置 |
| 2.5 总铬反应过程实验探究 |
| 2.5.1 氧化消解反应实验探究 |
| 2.5.2 显色反应实验探究 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 水质总铬检测实验装置检测性能测试 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水质总铬检测实验装置的性能测试 |
| 3.2.1 总铬标准曲线的建立 |
| 3.2.2 性能指标验证 |
| 3.3 干扰离子对总铬检测性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 总铬在线检测控制系统设计 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 总铬自动在线检测装置设计 |
| 4.2.1 预处理单元 |
| 4.2.2 氧化消解/显色单元 |
| 4.2.3 进样/计量单元 |
| 4.2.4 分析单元 |
| 4.2.5 控制单元 |
| 4.3 PLC控制系统方案设计 |
| 4.3.1 总铬自动在线检测流程 |
| 4.3.2 测控点统计 |
| 4.3.3 PLC控制系统选型 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 参与的科研项目及获奖情况 |
| 3 发明专利 |
| 学位论文数据集 |
（7）空气呼吸阴极二电子氧还原活性的研究及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 过氧化氢简介 |
| 1.2 H_2O_2合成的研究进展 |
| 1.2.1 蒽醌法 |
| 1.2.2 醇类氧化法 |
| 1.2.3 H_2O_2直接合成法 |
| 1.2.4 H_2O_2燃料电池法 |
| 1.2.5 光催化法 |
| 1.3 电化学/生物电化学合成法合成H_2O_2的潜力及研究进展 |
| 1.3.1 电化学合成法 |
| 1.3.2 生物电化学合成法 |
| 1.4 甲醛污染的防治 |
| 1.4.1 室内甲醛污染的现状 |
| 1.4.2 室内CH_2O污染的处理技术 |
| 1.5 研究目的和研究内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 第2章 实验材料及分析方法 |
| 2.1 实验药品及材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 炭黑-石墨-PTFE空气呼吸阴极的制作 |
| 2.3.1 催化层中不同PTFE含量的炭黑-石墨-PTFE空气呼吸阴极的制作 |
| 2.3.2 煅烧催化层的炭黑-石墨-PTFE空气呼吸阴极的制作 |
| 2.4 H_2O_2的原位电合成 |
| 2.5 实验用污水 |
| 2.6 CH_2O的生物原位降解装置和方法 |
| 2.7 CH_2O的生物异位降解的装置和方法 |
| 2.8 样品分析和表征方法 |
| 2.8.1 4-氨基-3-联氨-5-巯基-1,2,4-三氮杂茂(AHMT)分光光度法测定CH_2O含量 |
| 2.8.2 草酸钛钾(K_2TiO(C_2O_4)_2·2H_2O)分光光度法测定H_2O_2含量 |
| 2.8.3 样品表征方法 |
| 2.8.4 电化学测试方法 |
| 第3章 超疏水空气呼吸阴极通过二电子途径氧还原反应高效生成H_2O_2的研究 |
| 3.1 石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极生成H_2O_2的电催化性能 |
| 3.2 石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极的结构表征 |
| 3.2.1 表面形态和孔隙结构性质 |
| 3.2.2 亲疏水性 |
| 3.3 石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极的电化学特性 |
| 3.3.1 电活性表面特征 |
| 3.3.2 氧还原性能 |
| 3.4 超疏水空气呼吸阴极高效生成H_2O_2的机制讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于煅烧对石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极氧还原活性影响的研究 |
| 4.1 不同煅烧时间的石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极生成H_2O_2的电催化性能 |
| 4.2 不同煅烧时间的石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极的结构表征 |
| 4.2.1 表面形态和孔隙结构性质 |
| 4.2.2 亲疏水性 |
| 4.2.3 元素化学态与结构分析 |
| 4.3 不同煅烧时间的石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极的电化学特性 |
| 4.3.1 电活性表面特征 |
| 4.3.2 氧还原性能 |
| 4.3.3 电导性 |
| 4.4 煅烧对石墨-炭黑-PTFE空气呼吸阴极氧还原活性影响的机制讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于BESs合成H_2O_2的UV/H_2O_2体系下的生物异位降解CH_2O的研究 |
| 5.1 CH_2O的生物原位降解 |
| 5.2 生物电化学合成H_2O_2 |
| 5.3 CH_2O的生物异位降解 |
| 5.3.1 光程的影响 |
| 5.3.2 初始H_2O_2浓度的影响 |
| 5.3.3 初始p H的影响 |
| 5.3.4 CH_2O降解的动力学分析 |
| 5.4 CH_2O的生物原位降解和生物异位降解的比较 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 发表论文 |
| 取得专利 |
| 参与项目 |
| 荣誉与奖励 |
| 致谢 |
（8）离子膜烧碱工艺盐水中碘的测定及脱除技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 离子膜法生产烧碱 |
| 1.2.1 工艺介绍 |
| 1.2.2 离子膜寿命的影响因素 |
| 1.3 盐水中碘含量测定的意义 |
| 1.4 碘脱除的意义 |
| 1.5 碘的测定方法 |
| 1.5.1 滴定法 |
| 1.5.2 色谱法 |
| 1.5.3 电化学法 |
| 1.5.4 分光光度法 |
| 1.6 碘的脱除方法 |
| 1.6.1 离子交换法 |
| 1.6.2 空气吹出法 |
| 1.6.3 萃取法 |
| 1.6.4 溶剂浮选法 |
| 1.6.5 液膜分离法 |
| 1.6.6 沉淀法 |
| 1.6.7 新型材料法 |
| 1.6.8 吸附法 |
| 1.7 本论文的研究意义及内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2 硫酸铈催化分光光度法 |
| 2.2.1 溶液的配制 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.3 硫氰化铁-亚硝酸催化动力学分光光度法 |
| 2.3.1 溶液的配制 |
| 2.3.2 实验步骤 |
| 2.4 复合吸附剂吸附法脱碘实验 |
| 2.4.1 复合吸附剂吸附柱的填充 |
| 2.4.2 实验步骤 |
| 2.5 离子交换法脱碘实验 |
| 2.5.1 离子交换树脂柱的填充 |
| 2.5.2 实验步骤 |
| 第三章 氯碱工艺盐水中碘含量的测定研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 硫酸铈催化分光光度法分析 |
| 3.3 硫氰化铁-亚硝酸催化动力学分光光度法分析 |
| 3.3.1 亚硫酸钠加入量的影响 |
| 3.3.2 加标回收实验 |
| 3.3.3 精密度 |
| 3.3.4 氯化钠浓度测定结果的影响 |
| 3.3.5 检出限与测定下限 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 脱氯淡盐水中碘的脱除技术研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 分析碘的存在形式 |
| 4.3 复合吸附剂吸附法除碘 |
| 4.3.1 脱氯淡盐水中碘含量的测定 |
| 4.3.2 模拟脱碘实验 |
| 4.3.3 还原剂用量对碘脱除的影响 |
| 4.3.4 溶液pH值对碘脱除的影响 |
| 4.3.5 反应时间对碘脱除的影响 |
| 4.3.6 流速对碘脱除的影响 |
| 4.4 离子交换树脂法除碘 |
| 4.4.1 模拟脱碘实验 |
| 4.4.2 溶液pH值对碘脱除的影响 |
| 4.4.3 流速对碘脱除的影响 |
| 4.5 两种脱碘方法的比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 电厂高盐水中碘的脱除技术研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 碘含量的测定 |
| 5.3 碘化钾溶液模拟脱碘实验 |
| 5.4 影响碘脱除效果的因素 |
| 5.4.1 氧化剂加入量对碘脱除的影响 |
| 5.4.2 溶液pH值对碘脱除的影响 |
| 5.4.3 氧化时间对碘脱除的影响 |
| 5.4.4 流速对碘脱除的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果与发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（9）催化动力学光度法测定痕量铁（Ⅲ）的不同方法（论文提纲范文）
| 0前言 |
| 1 催化动力学光度法 |
| 2 催化动力学光度法检测体系 |
| 2.1 Fe (Ⅲ) -H2O2-酸性铬蓝K体系 |
| 2.2 Fe (Ⅲ) -灿烂绿-过氧化氢 |
| 2.3 过氧化氢氧化氨基黑10B催化光度法 |
| 2.4 KBr O3-KI-季胺新体系 |
| 2.5 铁 (Ⅲ) -二溴对氯偶氮胂-高碘酸钾体系 |
| 2.6 Fe (Ⅲ) -结晶紫-H2O2体系 |
| 2.7 溴酸钾氧化甲基红褪色催化光度法 |
| 2.8 过硫酸铵氧化邻甲氧基酚催化光度法 |
| 2.9 Fe (Ⅲ) -H2O2-甲基蓝体系 |
| 2.1 0 Fe (Ⅲ) -H2O2-丽春红-1, 10-菲啰啉体系 |
| 3 总结 |
（10）双波长双指示剂催化动力学光度法在微量元素分析中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 环境中微量元素的分析方法 |
| 第二章 基本理论 |
| 2.1 催化动力学分析法 |
| 2.2 催化动力学光度法 |
| 2.3 锰的生理功能 |
| 2.4 钴的生理功能 |
| 2.5 铁的生理功能 |
| 2.6 选题的目的和意义 |
| 第三章 高碘酸钾氧化酸性品红和亚甲基蓝的褪色光度法测定茶叶中微量锰 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 第四章 过氧化氢氧化橙黄G和间甲酚紫褪色光度法测定微量钴(Ⅱ) |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 第五章 高碘酸钾氧化橙黄G和孔雀石绿褪色法测定痕量锰 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 第六章 过氧化氢氧化罗丹明B和亚甲基蓝褪色光度法测定微量铁 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 第七章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文完成情况 |
| 致谢 |
四、催化动力学分光光度法测定过氧化氢的研究（论文参考文献）
- [1]催化动力学光度法快速测定卤肉制品中的痕量铬[J]. 郭楠楠,王成. 食品安全质量检测学报, 2021(16)
- [2]碱液吸收/电化学氧化处理乙硫醇恶臭气体效能与机制[D]. 王晶. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究[D]. 夏辉. 沈阳大学, 2021
- [4]催化光度法在痕量锰测定中的应用[J]. 胡平,刘俊桃,徐军. 山东化工, 2020(24)
- [5]膜负载非均相芬顿催化剂降解有机物效果研究[D]. 张祎宸. 沈阳工业大学, 2020(01)
- [6]基于高级氧化技术的水质总铬在线检测关键技术研究[D]. 钟毅. 浙江工业大学, 2020(02)
- [7]空气呼吸阴极二电子氧还原活性的研究及应用[D]. 赵倩. 天津大学, 2020(02)
- [8]离子膜烧碱工艺盐水中碘的测定及脱除技术研究[D]. 卢柄彤. 北京化工大学, 2019(06)
- [9]催化动力学光度法测定痕量铁（Ⅲ）的不同方法[J]. 刘龙飞,王美琪,星成霞,王应高,胡志光. 华北电力技术, 2017(06)
- [10]双波长双指示剂催化动力学光度法在微量元素分析中的应用[D]. 白亮. 延安大学, 2016(02)