一、脉冲电晕等离子体原位合成过氧化氢（论文文献综述）
张婧[1]（2021）在《等离子体在能源环境领域中的应用研究进展》文中指出简要介绍了等离子体在能源环境领域的应用研究进展,在环境方面等离子体技术可实现无机及有机气态污染物脱除、废水处理以及固废的无害化,在能源领域可通过过程强化反应进行化学物质的分解及合成,如硫化氢分解制氢、合成过氧化氢、合成乙二醇、甲醇及烃类等。分别论述了等离子体技术在不同领域的特性优势,分析了在应用过程中面临的关键问题。最后提出,由于等离子体技术的交叉学科属性,使得该技术未来应用不仅需要多学科协作,还需解决特定应用领域等离子体反应器结构设计、等离子体物理特性调控以及等离子体效应优化等诸多工程问题。
李俊楠[2]（2021）在《低温等离子体对蓝藻抑制效应与机理研究》文中研究说明藻类水华的频繁暴发不仅会引发鱼类死亡、生物多样性下降、湖泊生态结构和功能退化等相关生态灾变问题,还会造成人体健康损害等环境安全问题,如何高效地控制蓝藻水华已成为全球性重要课题。低温等离子体集光、电、化学氧化等作用于一体,同时具有电场力作用、带电粒子作用、冲击波作用、紫外辐射、自由基和活性物质的强氧化等作用,具有高效的除藻效果,有望克服传统的物理化学生物除藻技术的局限,为低温等离子体除藻的推广和应用提供新的思路和理论依据。经过各种参数的筛选,本研究设计研发了同轴型三电极介质阻挡放电反应器,通过液相放电产生低温等离子体,开展蓝藻水华优势藻铜绿微囊藻的抑制效应与机理研究。研究内容包括:研究液相放电低温等离子体灭活铜绿微囊藻的反应体系理化指标的变化,探究反应系统条件对铜绿微囊藻抑制效应的影响;通过对灭活后藻液理化性质的分析,藻毒素和藻类有机物的降解情况的分析,结合观察藻细胞形态,研究液相放电低温等离子体的抑藻效应,阐释液相放电低温等离子体除藻机理。研究结果表明:（1）处理时间与铜绿微囊藻灭活率呈正相关,单次处理时间越长灭活率越高;藻初始浓度过高时,灭活率稍有下降,但整体呈现出良好的灭活效果;低p H（p H=3）和短时间升温（30 min内温度维持在35℃）对铜绿微囊藻的灭活具有一定的促进作用,但并不是导致铜绿微囊藻细胞失活的主要影响因素。（2）液相放电产生低温等离子的过程,会产生过氧化氢、臭氧等强氧化活性物质,经过3次处理后,过氧化氢和臭氧浓度分别为270.71μmol·L-1和5.57μmol·L-1,不同初始的藻浓度的灭活分别达到98%、92%、87%、84%,表明低温等离子体对藻细胞有高效杀灭作用。（3）液相放电低温等离子体破坏藻细胞结构后,藻液中藻毒素浓度最终为0,藻类有机物释放至水体后,初始吸光度为0.1时,各组分荧光强度总和由1257降至173,初始吸光度为0.2时,各组分荧光强度总和由3100降至209,初始吸光度为0.3时,各组分荧光强度总和由4472降至478,初始吸光度为0.4时,各组分荧光强度总和由6206降至434,说明藻毒素和藻类有机物都被低温等离子体分解,无显着毒性。（4）综上,液相放电低温等离子体对铜绿微囊藻灭活后,叶绿素的降解率达到90%以上,通过扫描电镜观察,藻细胞大量萎缩和破裂,藻细胞结构显着受损,微囊藻毒素浓度低于检测限,藻类胞内有机物被分解较彻底。表明液相放电低温等离子体对藻细胞的灭活机制表现为等离子体的强氧化作用、机械破碎和低p H等综合因素共同作用的结果。
梅洁[3]（2021）在《泡-膜式混合放电等离子体强化去除四溴双酚S的研究》文中提出溴代阻燃剂因具有良好的耐热性、耐氧化性和阻燃性能,故被广泛应用于电子设备、塑料和纺织品等生产过程,其在使用过程中不可避免的会进入池塘、湖泊、河流等水体,对水体环境造成污染。四溴双酚S作为溴代阻燃剂的一种,具有致癌作用、肝毒性以及破坏内分泌系统等危害。所以,选用合适且有效的方法对水中的TBBPS进行处理,降低其对生态环境和人体的危害显得尤为重要。介质阻挡放电因其放电面积大,效果均匀稳定,被广泛应用于等离子体水处理研究中,但是其如何产生更多的活性物质以及产生的活性物质如何被有效的利用,一直是等离子体水处理领域的研究重点。研究发现,将利用鼓泡法在气泡内产生的活性物质通过自由扩散进入水相,可有效地增加气液传质界面,促进活性物质的吸收和利用。另一种提高气液传质效率的办法是增加气液间的比表面积,采用液膜式反应器,既能增强活性物质的吸收,又能增强有机污染物的去除。为了提高污水处理中有机污染物的去除效率,本文开发了一种泡-膜式混合放电等离子体反应器。液膜的存在可以强化活性物质的生成和传质过程,一方面,液膜使流注放电和沿面介质阻挡放电同时被引发,降低了起始电压,提高了放电强度,从而提高了活性物质的产生效率。另一方面,液膜扩展了等离子体-水界面,利用强化传质过程提高了活性物质的利用效率。通过对装置运行过程中水气流量变量实验发现,当水气流速为140 m L/min和1.8 L/min时,液膜存在且效果最好。对四溴双酚S（TBBPS）的去除实验表明,该等离子体反应器能快速有效地去除有机污染物。当TBBPS初始浓度为50 mg/L,处理量为100 mL时,在放电电压为12.8 kV、水气流量分别为160 mL/min和2.0 L/min的条件下处理9 min,其转化率可达100%。同时,相比于无液膜的情况,在液膜存在的条件下活性物质的最大产率可提高80%以上,传质效率可提高20%以上。以上结果表明,泡-膜式多级放电强化工艺对废水处理中有机污染物的去除具有重要意义。对泡-膜式混合放电等离子体降解TBBPS的中间过程进行分析,可以发现TBBPS在降解过程中,随着TBBPS的中间产物不断生成和硝酸类物质的产生,溶液pH不断下降,电导率呈上升趋势。同时发现,随着处理时间的延长,TBBPS逐渐分解为小分子物质,导致降解过程中TOC和生物毒性呈下降趋势。此外,通过对泡-膜式混合介质阻挡放电体系处理TBBPS的中间产物进行LC-MS检测分析,初步探讨了反应机理和降解路径。
范洋洋[4]（2021）在《大气压低温等离子体降解水中全氟辛酸的研究》文中研究指明全氟辛酸（PFOA）由于其优异的热稳定性、化学稳定性和疏水疏油性常被应用于灭火、清洁、润滑等生产生活领域以及航空航天、电镀等科技领域。使用后的不当处理,如排放到自然环境中,会引发环境污染,甚至引发人畜健康问题。因此高效、合理地处理全氟辛酸废水已经迫在眉睫。然而目前已有的降解技术虽然能有效降解全氟辛酸,但普遍存在着二次污染、能耗高、降解速率低、矿化效果差等问题,需要进一步探讨新的降解方法。本文以全氟辛酸模拟废水作为研究对象,采用大气压低温等离子体技术处理模拟废水,通过等离子体中的高能电子、各类长寿命活性物种和短寿命自由基等活性粒子,以及紫外光辐射和冲击波等物理效应,降解水中的全氟辛酸污染物。论文取得的主要成果:（1）探究不同模拟废液参数对降解效率的影响,包括初始溶液浓度、液体流量、初始溶液p H和电导率等。结果表明初始浓度低、适中的液体流量、酸性环境和较高的电导率等均有利于全氟辛酸的降解;（2）探究不同放电气氛对全氟辛酸降解的影响。比较空气、氧气和氩气气氛下全氟辛酸降解效果,结果表明氩气气氛条件下全氟辛酸降解率最高,处理50 min后,降解率达到86%,且一阶反应动力学常数相比较氧气气氛提高了0.86倍。单独氩气中通入一定比例的空气后,降解率进一步显着提高,证明了氮气等离子体对全氟辛酸降解的作用;（3）探讨了不同放电工艺参数对降解的影响,包括脉冲频率、脉宽、平均放电功率,得到降解全氟辛酸最优的放电工艺参数。比较纳秒脉冲电源与连续交流电源的降解效果,得到当放电功率均为24 W左右、全氟辛酸初始浓度为75 mg/L、处理50 min,纳秒脉冲放电和连续交流放电模式下全氟辛酸的降解率分别为99%和66%,对应的能量产率分别为204.5μg/k J和136.4μg/k J,证明了纳秒脉冲放电的有效性;（4）研究等离子体降解全氟辛酸的机理。通过测量不同气氛的处理过程中溶液p H和电导率,结合等离子体发射光谱的诊断,解释三种气氛下降解全氟辛酸的等离子体气相内在原因;采用不同淬灭剂对液相中的活性物质进行分析,探索全氟辛酸液相降解的原因。结果表明羟基自由基（·OH）淬灭剂和超氧自由基（·O2-）淬灭剂能显着降低全氟辛酸的降解,而水合电子对全氟辛酸的降解作用微弱;（5）全氟辛酸降解产物的分析。采用纳秒脉冲电源处理全氟辛酸50 min后,总有机碳（TOC）浓度下降62.8%,此时计算脱氟率为49%;通过液-质联用（LC-MS）对降解产物分析,推断出可能出现的6种中间产物,进而推断出大气压低温等离子体技术降解全氟辛酸可能的途径,同时对这些中间产物的毒性进行了评价。
颛孙梦临[5]（2021）在《大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究》文中提出工业水污染问题是当代社会面临的严峻挑战。染料废水作为工业废水的一类,有水量大、色度高、难降解等问题,对人体和环境造成巨大的危害。针对于此,本文利用大气压直流辉光放电等离子体技术,搭建了等离子体-溶液循环降解装置,对模拟有机印染废水亚甲基蓝（MB）进行降解。研究了气电参数、溶液初始条件、添加剂、环境及工作气体四个方面对该装置降解MB的影响。利用化学需氧量（COD）测试和高效液相色谱质谱联用（LC-MS）测试研究了MB的降解效果及机理,为直流辉光放电等离子体技术处理有机印染废水的实际应用提供理论依据。研究结果如下:（1）装置气电特性、溶液初始条件和溶液添加剂均可对降解效果造成一定影响:电流强度可改变等离子体激发功率,从而调节等离子体对MB的降解效果,电流增大时,等离子体强度增强,降解率提升。放电电极距离增加,等离子体体积变大,降解效率提升。通入电极的气体流量在30 sccm时效果优于其它气体流量时,因为合适的气体流量有利于形成更稳定的等离子体以提高降解效率。改变溶液的初始浓度发现7 mg/L时MB降解效果优于1 mg/L时,且反应12 min后降解率均在92%以上。这表明该技术对低浓度的MB有良好的降解效果,且更适合降解高浓度的MB。调节MB水溶液初始p H值为4.44时降解效果比10.76时提高23%。MB水溶液在电导率较低的情况下由于电场稳定且强度更大,更适合于降解。加入OH自由基清除剂乙醇、异丙醇和H2O2清除剂过氧化氢酶（CAT）后,降解率下降最大时达到57%,加入OH自由基促进剂H2O2后,降解率提升最大时达到30%,印证了OH自由基对于降解有机印染废水的主导作用。据我们了解,本文为首个将CAT用于直流辉光放电等离子体降解废水实验。加入二价铁离子Fe2+后,降解效果显着提升。（2）等离子体为离子化气体状物质。本文中等离子体电离气体的主要来源为钨钢电极中通入的气体（工作气体）和放电时反应处的气体环境（环境气体）,工作气体和环境气体对等离子体电离气体性质影响较大。为了做到独立控制环境气体和工作气体,对这两个因素进行系统地研究,在本实验中创新的搭建了两种改造装置:将反应池全部包裹住的亚克力保护罩和将钨钢电极出气口包裹住的保护罩。结果表明改变环境气体较改变工作气体对装置降解效果的影响更大,且环境气体和工作气体都为空气的情况下降解效果十分良好,使用20m A放电电流进行12 min反应后降解率达80%以上,这对于该技术处理有机印染废水实际应用非常有利。使用将钨钢电极出气口包裹住的保护罩改变环境气体为纯氩气并且工作气体也为氩气时,发现降解效果比使用亚克力保护罩时提升近30%,该方法在纯氩气情况下获得了极其优秀的降解效果,降解率达82%,对该实验结果的原因提出了几种猜测并通过实验进行部分验证。（3）对反应后的溶液进行COD测试与LC-MS测试发现:反应15 min后的MB水溶液矿化程度高达61%,矿化度高于绝大多数同类型等离子体降解实验,表明该技术对MB降解效果极佳。LC-MS测试结果表明,在经过15 min降解后,m/z 320的MB分子被有效降解为小分子量产物。推测出MB在等离子体反应器中的降解过程,经过断键氧化、开环氧化后,生成了小分子量的有机酸类物质和CO2、H2O等。
骆燕苏[6]（2021）在《热活化改性水淬锰渣同步脱硫脱硝的研究》文中认为金属冶炼属于典型的高污染、高能耗、资源型行业,其烟气排放导致的环境污染问题突出,制约了金属冶炼行业的可持续发展。目前,大多数的冶炼厂利用高浓度的SO2烟气进行硫资源回收制酸,该工艺提高了冶炼厂的经济效益,但制酸尾气中依然含有500～3000 mg/m3的SO2和未得到有效去除的NOx,而制酸尾气直接排放将会造成严重的环境污染。故对金属冶炼行业来说,开展低成本、高效率的烟气同时脱硫脱硝新技术是金属冶炼行业的迫切需求。本文利用热活化后水淬锰渣制备成新型脱硫脱硝浆液脱除金属冶炼烟气中的SO2和NOx,旨在通过简单的预处理从根本上提高矿渣浆液的脱硫脱硝性能。并通过表征分析,阐明矿渣活性调控机制,此外,结合原位产物分析,提出脱硫脱硝反应机理,同时优化工艺条件,为工业化应用提供理论依据。主要的研究结论如下:（1）首先对原始的水淬锰渣进行表征分析,发现水淬锰渣主要由Ca O、SiO2、Mn、Al2O3、Mg O、S、K和Na组成,可见水淬锰渣的碱金属氧化物含量高,有利于脱硫脱硝反应的进行;但原始水淬锰渣中Ca3Mg（SiO4）2、Ca3Al2（SiO4）3、Mn7O8（SiO4）等主要物相的结构及性质稳定,参与化学反应的活性有限;且含Mn物相主要以MnS和MnO的形式存在,其中MnS作为还原性物质,在参与脱硫脱硝反应时,将消耗一定量的氧化剂,与NOx和SO2形成竞争氧化关系,抑制了浆液的脱硫脱硝效率。探究了不同氧化剂（KMnO4、H2O2、NaCl O和K2Cr2O7）在水淬锰渣复合浆液中对脱硫脱硝效果的影响。其结果表明,与其他氧化剂比,高锰酸钾/水淬锰渣复合浆液展现出更强的氧化性能,这主要归因于KMnO4更高的氧化还原电位,且其氧化性能不受溶液p H值。（2）考察了不同热活化温度与时间、相调节剂的种类与添加量对水淬锰渣脱硫脱硝效果的影响。结果表明,加入焙烧后的水淬锰渣可提高纯KMnO4溶液的脱硝作用,两者存在协同作用,加入20%Ca O作为相调节剂于900℃焙烧120min所制备的水淬锰渣浆液脱硫脱硝效果最好,脱硝率可达84.9%,且高效率持续时间有所增加;通过表征分析发现,最佳预处理条件下脱硫脱硝效率提高的原因主要有:水淬锰渣发生了彻底的物相变化,抑制脱硝作用的物相转化为促进脱硝的物相结构;对比其他预处理条件,有可促进脱硝的新物相（MnSO4、Ca MnO3）生成;水淬锰渣经过改性后高价态锰的含量提高,高价锰对氮氧化物的氧化性更强;预处理后的水淬锰渣浆液的p H值增加,碱性缓冲溶液更有利于脱硝。（3）对反应过程中水淬锰渣浆液的固相和液相进行表征,并通过热力学计算推导出反应机理。最终认为水淬锰渣复合浆液的脱硝路径主要通过高锰酸钾对NO的氧化、NO2的水化反应,以及水淬锰渣的活性物相Ca MnO3、MnO2的氧化,三者存在协同作用促进脱硝反应的进行;脱硫路径主要通过SO2的水化反应、高锰酸钾的氧化以及金属离子的催化氧化反应。除此之外,矿浆的碱性缓冲环境也有利于浆液对SO2和NOx的吸收。（4）探究了水淬锰渣脱硫脱硝反应过程中的工艺条件。发现当烟气量增加时,由于气体的快速流动,导致NOx在反应器中的停留时间过短,没有与浆液充分接触反应,从而降低NOx的去除率;浆液的搅拌速度需控制在一定的范围内,才能使浆液充分混合且有足够的接触反应时间,在不消耗过多机械能的同时获得高脱硝率;浆液中矿渣的浓度不仅影响活性组分的多少和浆液的p H值,还会增大搅拌阻力;SO2溶于水生成亚硫酸根和亚硫酸氢根,它们可与NO2发生反应,促进了NO2的吸收。
牛昊[7]（2021）在《超高分子量聚乙烯纤维多层次表面处理及其复合材料界面特性研究》文中研究说明超高分子量聚乙烯（UHMWPE）纤维增强复合材料由于其较高的抗冲击强度和比吸能具有广阔的应用前景,而在复合材料中,纤维增强体与树脂基体间的界面结合强度则是影响其力学性能的关键因素。本文采用氧化预处理—聚多巴胺（PDA）涂覆—二异氰酸酯接枝交联的多层次处理工艺对UHMWPE纤维进行表面处理,首先通过酸性高锰酸钾（KMnO4）溶液对纤维表面进行液相氧化,引入活性较高的含氧官能团,并改善其表面形貌;然后通过氧化聚合反应进行PDA涂层的均匀涂覆,增加UHMWPE纤维的表面粗糙度、树脂浸润性和化学活性;进而在PDA表面接枝异佛尔酮二异氰酸酯（IPDI）,并使其与热塑性聚氨酯（TPU）基体产生交联结构,从而提高UHMWPE纤维增强TPU复合材料的界面结合强度。利用扫描电子显微镜、原子力显微镜、傅里叶变换红外光谱仪、X射线衍射仪、综合热分析仪、纤维强伸度仪、万能力学试验机等测试分析仪器,对UHMWPE纤维及其增强TPU复合材料的表面形貌结构、晶体结构、化学成分和力学性能的变化进行表征。UHMWPE纤维经过氧化处理后,其表面上出现均匀分布的微孔结构,比表面积增加。如果氧化程度过高,会导致UHMWPE纤维表面微孔扩展产生微米级的裂纹,从而损伤纤维内部的晶体结构,结晶度降低,导致其力学性能下降。相对于同浓度的铬酸溶液和过氧化氢溶液等液相氧化剂,酸性KMnO4溶液对UHMWPE纤维的氧化速率适中,氧化程度可控性好,可以通过调节氧化处理时间防止裂纹结构的生成。时长30min的KMnO4溶液氧化处理可以最大限度地保证纤维晶体结构的完整性,避免力学性能产生较大幅度下降,同时在UHMWPE纤维表面形成的微孔结构可以促进PDA涂层及基体树脂的浸润渗透,形成锚定嵌合结构,极性基团的引入可以增加分子间相互作用力从而提高PDA涂层的结合强度。多巴胺（DA）在碱性含氧溶液中可以自发氧化聚合形成PDA,并在UHMWPE纤维表面形成致密涂层。溶液中溶解氧含量是决定PDA聚合反应速率的因素之一,通过高速搅拌增加溶液中溶解氧含量可以有效提高PDA的聚合速率,使PDA在UHMWPE纤维表面快速均匀涂覆;PDA聚合反应对溶液pH值具有较强选择性,在pH值为8.5时,PDA的聚合附着速率相对最高,可以实现在纤维表面快速均匀涂覆,并形成无规凹凸起伏结构,显着增加纤维表面粗糙度,进一步增加复合材料的界面滑移阻力,从而增强复合材料的界面剪切强度等力学性能。此外,PDA表面的羟基、氨基等活性官能团也为在纤维表面进行接枝改性创造了条件。二异氰酸酯分子中的异氰酸酯基团具有极高反应活性,可以与PDA表面羟基、氨基的活性氢以及TPU基体中的氨基甲酸酯基团反应,因此可以在UHMWPE纤维表面PDA涂层上接枝IPDI,并在制备复合材料的热压成型过程中,通过加热催化使纤维表面的异氰酸酯基团与TPU基体产生交联。相较于MDI,IPDI的熔点低、分子结构的空间位阻效应更低,反应活性更高,IPDI接枝速率和接枝量更高,可以产生有效交联结构,从而对复合材料的界面进行共价键桥接,增强其界面剪切强度和层间剪切强度。经过KMnO4氧化预处理—PDA涂覆—IPDI接枝交联的多层次表面处理后,UHMWPE纤维表面粗糙度明显提高,增加了纤维与树脂基体的物理结合力;PDA涂覆增加表面极性官能团,提高了纤维的浸润性,提供接枝反应基底;通过IPDI接枝交联在UHMWPE纤维与TPU基体之间引入了共价键连接,从微观化学结构、宏观物理结构等多尺度协同提高了 UHMWPE纤维增强TPU复合材料界面结合强度,从而使其可以发挥出更高的抗冲击强度等力学性能。
罗婷[8]（2021）在《高压针-板脉冲火花放电协同Ag-BiVO4处理盐酸盐四环素》文中研究表明近年来,随着中国经济的持续快速发展,环境污染已成为国家关注的热点问题。在我国的诸多社会环境污染主要问题研究当中,最为凸显的是水污染问题。四环素生产废水具有成分复杂、化学需氧量浓度高、难以生物降解、污染性强的特点。因此,研究四环素生产废水的降解处理技术有着十分重要的现实意义。盐酸四环素的传统处理方法包括物理吸附和生物降解,这些方法存在一定的缺陷,迫切需要开发新技术。高压脉冲放电等离子体和催化剂研究相结合发展的技术可提高难降解污染物的去除效果,加快降解反应速率,并且对周围环境不会造成二次污染的问题。本文研究高压脉冲放电（HVPD）协同催化剂（Ag/BiVO4）处理盐酸四环素（TCH）抗生素模拟废水。本研究首先建立单独HVPD体系,考察了脉冲频率、脉冲电压、电极间距、空气流量、溶液初始浓度和溶液电导率对TCH去除的影响,确定了脉冲放电方面的单因素最佳实验参数。得到如下结论:当脉冲频率和脉冲电压逐渐增大时,TCH的去除率也不断增大;随着电极间距和空气流量的增加,TCH的去除率先增大后减小。在溶液的初始浓度为100 mg·L-1,溶液电导率为200μs·cm-1,脉冲频率为60 Hz,脉冲电压为24 k V,电极间距为7mm,空气流量为2.5 L·min-1的条件下,放电时间为60min,TCH的去除率为87.9%,矿化率为47.3%。本研究进一步制备Ag/BiVO4催化剂,通过对不同催化剂进行XRD、SEM表征,确定Ag负载量最佳的催化剂,同时考虑了pH值、投加量对TCH去除率的影响,以及催化剂的稳定性实验。建立HVPD-Ag/BiVO4协同体系,实验结果表明,1%Ag/BiVO4投加量为0.1g时,在最佳反应条件下放电60min,TCH的去除率为99.8%,矿化率为67.8%。较强的酸性环境条件和较强的碱性环境条件均不利于盐酸四环素的去除。本研究探讨了HVPD去除TCH分子的机理。通过分析比较羟基自由基,过氧化氢和臭氧在放电过程中对TCH去除的影响,得到了对TCH降解影响最大的活性物质。同时测定TOC与pH的变化,一系列实验得出:脉冲放电协同Ag/BiVO4催化剂处理盐酸四环素废水的矿化率高于单独脉冲放电处理该四环素废水;在高压放电过程中,盐酸四环素溶液的pH逐渐下降,最终该溶液呈酸性;放电过程产生·OH对TCH分子的降解起到关键性作用;过氧化氢不能直接作用于溶液中TCH分子,而是通过转化成·OH起到间接作用;O3在实验中的酸性条件下可以直接氧化溶液中TCH分子,在中性条件下通过分解产生·OH氧化溶液中的TCH分子。在本研究中,高压脉冲火花放电技术和催化剂协同作用为盐酸四环素的处理提供了一个新的研究思路。
崔鲁彬[9]（2021）在《滑动弧放电等离子体的杀菌机理及在砂糖桔保鲜中的研究》文中研究表明滑动弧放电是在大气环境下实现放电的一种等离子体模式。相比其他等离子体产生模式,该放电模式具有较强的活性成分,能在较短时间内灭活各类食源性微生物,同时保持食品原有的营养成分和风味不被破坏,适用于新鲜果蔬的灭菌及储藏保鲜。本文研究了滑动弧放电等离子体对枯草芽孢杆菌的杀菌效果与杀菌机理,研究其在果蔬保鲜中的应用可行性,相关研究结果如下:（1）杀菌工艺研究:研究滑动弧放电等离子体直接与间接处理的杀菌效果,优化工艺参数。滑动弧放电等离子体直接处理工艺参数为:放电载气为氮气,放电时间25 s,放电功率550 W,气体流量0.3 L/min,作用距离2 cm,能降低枯草芽孢杆菌4个对数值以上。滑动弧放电等离子体间接处理工艺参数为:放电载气为空气,放电功率500 W,风扇转速0.1-1 m/s,滑动弧放电的弧长为3-5 cm,在120 s的处理时间内可灭活枯草芽孢杆菌4个对数值以上。（2）杀菌机理研究:通过电导率、表面形貌、细胞凋亡等微生物分析手段,分析滑动弧放电等离子体直接处理枯草芽孢杆菌前后的变化,发现滑动弧放电等离子体的灭菌机理是通过其产生的活性物质对枯草芽孢杆菌膜结构和完整性进行氧化蚀刻和破坏,导致细菌死亡。（3）活性物质气体成分:采用光发射光谱分析,滑动弧放电会生成大量具有较强活性的自由基种类及其衍生物,如?OH,N2,NOγ和O*,该检测结果与采用气体分析仪的检测结果一致。（4）储藏保鲜应用研究:相较于等离子体直接放电,采用滑动弧间接放电能增加放电处理面积与处理数量,可降低温度对砂糖桔的影响,延长了砂糖桔的存放时间,同时对砂糖桔果实汁液Vc含量、糖度、p H值等品质特性没有影响。
王宁[10]（2021）在《液膜DBD等离子体激活过硫酸盐降解抗生素研究》文中认为近年来,抗生素类污染物在各类水体中被频繁检出。由于细菌等微生物对抗生素的敏感性,污水处理厂常用的生物处理方法对抗生素类污染物的处理效果不佳。放电等离子体技术可以产生多种反应活性物质（如羟基自由基,·OH）,并与水中抗生素类污染物发生一系列化学反应将其降解,该技术操作简单、污染物降解反应速率快,但是能耗较高,所以提高放电等离子体中降解污染物的能量效率是该技术的一个研究热点。有研究发现,过硫酸盐高级氧化技术中的过硫酸盐被激活为强氧化性的硫酸根自由基（SO4·-）后,污染物的降解效率可以显着提高。SO4·-的氧化还原电位比·OH略高,但寿命远长于·OH,更容易氧化水中的污染物分子,由于放电等离子体的生成过程可以产生激活过硫酸盐的物理化学效应,本研究将过一硫酸盐（PMS）和过二硫酸盐（PS）引入液膜介质阻挡放电（DBD）等离子体系统,利用等离子体激活过硫酸盐为SO4·-和·OH等活性物质,提高对污染物的降解效果以及降低能耗。主要开展的研究内容及结果如下:（1）设计了液膜DBD反应器,探究单独液膜DBD等离子体系统中不同实验参数对磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）降解效果的影响,研究了放电过程中长寿命活性物质的产生情况。实验结果表明:SMX的降解率随脉冲放电电压的增加而增加;空气流量和液体循环流量对水中SMX的降解效果影响不大;碱性条件下有利于SMX的降解;SMX的初始浓度提高,会降低SMX的降解效果;溶液电导率对SMX的降解影响不大。放电生成的臭氧和过氧化氢在溶液中发生过臭氧化反应,可以生成更多的·OH,且·OH的含量随着p H值的提高而增加。（2）探究了PMS/PS系统中,不同实验参数对SMX降解效果的影响,研究了投加PMS/PS对放电产生的长寿命活性物质的影响,结果表明:当放电电压为24 k V,放电30 min液膜DBD等离子体系统降解SMX的去除率仅为22.8%,而在26 k V和28 k V下SMX的降解率分别为77.1%和85.1%。加入PMS/PS后,在24 k V时,PS系统降解率为30.1%,PMS系统降解率为34.9%;在26 k V时,PS系统降解率为80.3%,PMS系统降解为88.9%;在28 k V时,PS系统降解率为95.4%,PMS系统降解率为98.9%;同一电压下,SMX的降解效果和能量利用率均为PMS系统>PS系统>单独液膜DBD系统;当放电功率一定时,无论是增加频率保持电压不变,还是增加电压,保持频率不变,对SMX的降解影响几乎不变;随着PMS/PS浓度的增加,SMX的降解率先显着增加,后增加逐渐变缓直至不变;SMX的降解效果均随着p H值的提高而提高。PMS/PS促进了气相臭氧向液相中的溶解,使得液相臭氧浓度提高,液相中过氧化氢的浓度在三种放电系统下无明显差别;PMS/PS激活产生的SO4·-促进了·OH浓度的增加。（3）电子自旋共振（EPR）光谱证明了PMS/PS系统中SO4·-和·OH的存在;乙醇和叔丁醇的自由基捕获实验说明SO4·-和·OH均参与SMX的降解过程;对苯醌的自由基捕获实验证明了放电产生的活性物质O2·-在三种系统中对SMX的降解均起到重要的作用;硝酸根离子捕获实验证明水合电子没有直接参与SMX的降解;CCl4捕获H·后,可以增强SMX的降解效果。TOC和LC-MS检测结果说明,投加PMS/PS后,SMX的矿化度更高,污染物分解的更彻底,且PMS对SMX的矿化度高于PS对SMX的矿化度。
二、脉冲电晕等离子体原位合成过氧化氢（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、脉冲电晕等离子体原位合成过氧化氢（论文提纲范文）
（1）等离子体在能源环境领域中的应用研究进展（论文提纲范文）
| 0 前言 |
| 1 等离子体在废气处理的应用 |
| 2 等离子体在废水处理的应用 |
| 3 等离子体在固废处理的应用 |
| 4 等离子体在化学分解与合成的应用 |
| 4.1 等离子体直接分解硫化氢制氢 |
| 4.2 氢氧等离子体合成过氧化氢 |
| 4.3 等离子体一步转化甲醇制乙二醇/n-C4H10 |
| 4.4 CO2/H2等离子体合成甲醇 |
| 5 结论与展望 |
（2）低温等离子体对蓝藻抑制效应与机理研究（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 低温等离子体特性 |
| 1.2.1 低温等离子及其分类 |
| 1.2.2 放电产生低温等离子体的液电效应 |
| 1.2.3 液相放电低温等离子体对藻细胞的灭活效应 |
| 1.3 低温等离子体除藻研究进展 |
| 1.3.1 低温等离子体除藻反应器研究进展 |
| 1.3.2 低温等离子体除藻效率影响因素研究进展 |
| 1.3.3 低温等离子体除藻机理研究进展 |
| 1.4 研究目标及内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容及技术路线图 |
| 第2章 实验反应系统及分析方法 |
| 2.1 实验反应系统 |
| 2.2 实验试剂及实验仪器 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 分析方法 |
| 第3章 液相放电低温等离子体反应体系条件对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 3.1 低温等离子体对铜绿微囊藻藻光密度的影响 |
| 3.2 初始藻密度对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 3.3 藻液在反应器内的处理时间对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 3.4 藻液pH对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 3.5 藻液温度对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 液相放电低温等离子体对铜绿微囊藻灭活效应的研究 |
| 4.1 液相放电低温等离子体产生活性物质对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 4.1.1 液相放电产生过氧化氢 |
| 4.1.2 液相放电产生过氧化氢对铜绿微囊藻细胞灭活的影响 |
| 4.1.3 液相放电产生臭氧 |
| 4.1.4 低温等离子体产生臭氧对铜绿微囊藻灭活的影响 |
| 4.2 低温等离子体对铜绿微囊藻叶绿素的影响 |
| 4.3 低温等离子体对铜绿微囊藻藻细胞形态的影响 |
| 4.3.1 藻细胞的形态变化 |
| 4.3.2 液相放电低温等离子体对铜绿微囊藻细胞形态的影响 |
| 4.4 活性物质浓度、叶绿素浓度、藻细胞形态变化对灭活效应的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 液相放电低温等离子体对微囊藻毒素去除的效能与机制 |
| 5.1 MCs结构特性及其危害 |
| 5.2 MC-LR、MC-RR标线 |
| 5.3 MC-LR降解情况 |
| 5.4 MC-RR降解情况 |
| 5.5 液相放电低温等离子体对MCs的降解机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 液相放电低温等离子体对铜绿微囊藻细胞内含物降解效能 |
| 6.1 藻类有机物及其对水质产生的影响 |
| 6.2 铜绿微囊藻胞内有机物种类及特性研究 |
| 6.3 液相放电低温等离子体对胞内有机物降解情况 |
| 6.4 铜绿微囊藻胞外有机物种类及特性研究 |
| 6.5 液相放电低温等离子体对胞外有机物降解情况 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录一:作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）泡-膜式混合放电等离子体强化去除四溴双酚S的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 Fenton氧化法 |
| 1.2.2 光催化氧化法 |
| 1.2.3 催化臭氧氧化法 |
| 1.2.4 电化学氧化法 |
| 1.2.5 超临界水氧化法 |
| 1.3 等离子体技术 |
| 1.3.1 等离子体技术简介 |
| 1.3.2 等离子体放电处理污染物机理 |
| 1.3.3 放电等离子体水处理技术 |
| 1.3.4 等离子体的研究现状和不足 |
| 1.4 本课题研究的目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第2章 实验材料和分析方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 TBBPS浓度的测定 |
| 2.4.2 电压和电流的测定 |
| 2.4.3 TOC的测定 |
| 2.4.4 电导率的测定 |
| 2.4.5 pH的测定 |
| 2.4.6 生物毒性的测定 |
| 2.4.7 UV全波扫描 |
| 2.4.8 液相色谱-质谱联用仪 |
| 2.4.9 活性物质的测定 |
| 2.4.10 活性物质抑制剂 |
| 2.4.11 能量效率的计算 |
| 2.4.12 数据分析方法 |
| 第3章 液膜对泡-膜式混合放电的促进作用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 液膜对污染物降解速率和能量效率的影响 |
| 3.3 液膜对放电的增强作用 |
| 3.3.1 放电过程与强度 |
| 3.3.2 活性物质的种类和浓度 |
| 3.4 液膜对气液传质的增强作用 |
| 3.4.1 液膜对物理吸收的强化作用 |
| 3.4.2 液膜对化学吸收的强化作用 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 泡-膜式混合放电等离子体处理TBBPS废水 |
| 4.1 TBBPS降解影响因素 |
| 4.1.1 放电电压 |
| 4.1.2 放电电极 |
| 4.1.3 空气流量 |
| 4.1.4 液体流量 |
| 4.1.5 盐度 |
| 4.1.6 初始浓度 |
| 4.2 活性物质作用 |
| 4.2.1 羟基自由基 |
| 4.2.2 超氧自由基 |
| 4.2.3 激发态氧分子 |
| 4.3 TBBPS降解过程与机理 |
| 4.3.1 pH和电导率的变化 |
| 4.3.2 总有机碳(TOC)的变化 |
| 4.3.3 生物毒性的分析 |
| 4.3.4 紫外-可见光谱变化 |
| 4.3.5 中间产物和降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间参加项目及发表论文情况 |
（4）大气压低温等离子体降解水中全氟辛酸的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 全氟辛酸的性质及使用 |
| 1.3 全氟辛酸的污染现状 |
| 1.3.1 水体中的全氟辛酸污染状况 |
| 1.3.2 土壤中全氟辛酸的污染状况 |
| 1.3.3 大气中全氟辛酸的污染状况 |
| 1.3.4 生物体中全氟辛酸的污染状况 |
| 1.4 常规去除技术和存在的问题 |
| 1.4.1 物理去除技术介绍及存在的问题 |
| 1.4.2 化学去除技术介绍及存在的问题 |
| 1.5 大气压低温等离子体技术 |
| 1.5.1 大气压低温等离子体的简介 |
| 1.5.2 大气压低温等离子体水处理 |
| 1.5.3 纳秒脉冲DBD等离子体放电技术 |
| 1.5.4 低温等离子体降解全氟辛酸的研究现状及问题 |
| 1.6 本论文研究目的、意义以及主要内容 |
| 2 实验设备、材料和方法 |
| 2.1 实验仪器和原料 |
| 2.1.1 实验仪器及型号 |
| 2.1.2 实验原料 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 低温等离子体水处理系统 |
| 2.2.2 电源参数和特性 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 实验流程 |
| 2.3.2 全氟辛酸浓度的测量及降解率的计算 |
| 2.3.3 放电功率和能量产率的计算 |
| 2.3.4 全氟辛酸氟离子浓度测量及脱氟率的计算 |
| 2.3.5 溶液总有机碳(TOC)浓度测量及毒性产物评价 |
| 2.3.6 发射光谱的测量 |
| 3 大气压低温等离子体降解全氟辛酸的实验研究 |
| 3.1 不同实验参数对全氟辛酸降解率的影响 |
| 3.1.1 溶液初始浓度的影响 |
| 3.1.2 液体流量的影响 |
| 3.1.3 初始p H和电导率的影响 |
| 3.2 不同放电气体对全氟辛酸降解率的影响 |
| 3.2.1 气体流量的影响 |
| 3.2.2 不同工作气体对降解的影响 |
| 3.2.3 混合放电气氛对降解的影响 |
| 3.3 不同电源参数对全氟辛酸的影响 |
| 3.3.1 脉冲频率对全氟辛酸降解的影响 |
| 3.3.2 脉冲宽度对全氟辛酸降解的影响 |
| 3.3.3 平均放电功率对全氟辛酸降解的影响 |
| 3.3.4 纳秒脉冲放电与连续交流放电降解效果的比较 |
| 3.3.5 溶液温度对降解的影响 |
| 3.3.6 能量产率 |
| 4 全氟辛酸降解机理研究 |
| 4.1 PH和电导率的变化 |
| 4.2 发射光谱 |
| 4.3 自由基淬灭剂实验 |
| 4.3.1 溶剂化电子在降解过程中的作用 |
| 4.3.2 活性氧自由基在降解过程中的作用 |
| 4.4 矿化效果 |
| 4.5 全氟辛酸的降解机理研究 |
| 4.6 毒性评价 |
| 5 结论和工作展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
（5）大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 印染废水的来源及危害 |
| 1.3 传统处理方法研究现状 |
| 1.3.1 常规物化法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.4 高级氧化技术研究现状 |
| 1.5 等离子体技术应用于印染废水处理 |
| 1.5.1 等离子体概述 |
| 1.5.2 等离子体放电原理 |
| 1.5.3 低温等离子体水处理技术的研究现状 |
| 1.5.4 辉光放电技术在降解印染废水中的原理 |
| 1.6 主要工作及章节安排 |
| 第2章 实验装置与监测方法 |
| 2.1 仪器设备及实验药品 |
| 2.2 循环反应装置 |
| 2.3 光纤光谱仪监测原理 |
| 2.4 反应装置电路及部件 |
| 2.5 亚甲基蓝染料溶液浓度监测方法 |
| 2.6 亚甲基蓝染料降解率的计算 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 实验结果与分析 |
| 3.1 气电参数对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.1 电流强度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.2 电极距离对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.3 气体流量对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2 溶液初始条件对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.1 初始浓度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.2 初始p H对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.3 初始电导率对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3 添加剂对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.1 乙醇和异丙醇对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.2 过氧化氢H_2O_2和过氧化氢酶CAT对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.3 二价铁和纳米铁粉对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4 环境气体与工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.1 工作气体为氩气,改变环境气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.2 环境气体为空气,改变工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.3 隔绝空气对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 测试结果与分析 |
| 4.1 化学需氧量COD测试 |
| 4.2 高效液相色谱质谱联用LC-MS测试 |
| 4.3 亚甲基蓝分子降解过程分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（6）热活化改性水淬锰渣同步脱硫脱硝的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属冶炼烟气的特点、排放现状及危害 |
| 1.1.1 金属冶炼烟气的特点与排放现状 |
| 1.1.2 SO_2和NO_x的性质及危害 |
| 1.2 国内外同时脱硫脱硝的技术分类与比较 |
| 1.3 湿法同时脱硫脱硝技术研究进展 |
| 1.3.1 络合吸收法 |
| 1.3.2 还原吸附法 |
| 1.3.3 氧化吸附法 |
| 1.4 矿浆同时脱硫脱硝技术研究进展 |
| 1.4.1 软锰矿浆同时脱硫脱硝技术 |
| 1.4.2 磷矿浆同时脱硫脱硝技术 |
| 1.4.3 金属冶炼渣同时脱硫脱硝技术 |
| 1.5 研究背景、意义及内容 |
| 1.5.1 研究背景与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验方法与装置 |
| 2.1 实验研究技术路线 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.3 水淬锰渣的热活化及浆液的制备 |
| 2.4 水淬锰渣浆液脱硫脱硝流程图及活性评价方法 |
| 2.5 水淬锰渣浆液的表征 |
| 2.5.1 IC |
| 2.5.2 TG-DTG |
| 2.5.3 XRD |
| 2.5.4 XPS |
| 2.5.5 FTIR |
| 2.5.6 FAAS |
| 第三章 水淬锰渣的预处理及预处理条件的研究 |
| 3.1 水淬锰渣的化学组成与物相结构表征分析 |
| 3.2 氧化剂的筛选 |
| 3.3 水淬锰渣预处理条件的优化 |
| 3.3.1 水淬锰渣焙烧温度对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.3.2 添加剂的种类对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.3.3 焙烧时间对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.3.4 添加剂的量对脱硫脱硝效率的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水淬锰渣同步脱硫脱硝产物及机理分析 |
| 4.1 固相原位产物分析 |
| 4.2 液相原位产物分析 |
| 4.3 热力学分析及反应机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 水淬锰渣同步脱硫脱硝工艺条件的研究 |
| 5.1 不同烟气流量对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.2 不同搅拌速率对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.3 矿渣浓度对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.4 氧气浓度变化对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.5 二氧化硫浓度变化对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.6 氮氧化物浓度变化对水淬锰渣脱硫脱硝效率的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 研究结论,创新点和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读硕士学位期间的成果 |
| 附录B 攻读硕士学位期间获得的奖励 |
| 附录C 攻读硕士学位期间参与的项目 |
（7）超高分子量聚乙烯纤维多层次表面处理及其复合材料界面特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 UHMWPE纤维增强复合材料研究现状 |
| 1.2.1 UHMWPE纤维特性 |
| 1.2.2 UHMWPE纤维增强复合材料 |
| 1.3 UHMWPE纤维表面处理方法 |
| 1.3.1 液相氧化法 |
| 1.3.2 化学涂层法 |
| 1.3.3 等离子体处理 |
| 1.3.4 电晕放电处理 |
| 1.3.5 表面接枝改性 |
| 1.3.6 纳米材料增强 |
| 1.4 纤维表面聚多巴胺改性研究进展 |
| 1.4.1 聚多巴胺仿生表面修饰 |
| 1.4.2 多巴胺自聚合机理 |
| 1.4.3 聚多巴胺功能化接枝 |
| 1.5 本文的研究意义和内容 |
| 第二章 实验材料与实验方法 |
| 2.1 研究方法 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 实验材料及与实验设备 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验设备 |
| 2.4 UHMWPE纤维表面氧化预处理 |
| 2.4.1 UHMWPE纤维预清洗 |
| 2.4.2 UHMWPE纤维表面氧化预处理 |
| 2.5 UHMWPE纤维表面PDA氧化聚合涂覆处理 |
| 2.5.1 PDA氧化聚合反应条件探究 |
| 2.5.2 溶解氧含量对多巴胺聚合速率的影响 |
| 2.5.3 pH值对多巴胺聚合速率的影响 |
| 2.5.4 处理时间对多巴胺附着量的影响 |
| 2.6 PDA涂覆UHMWPE纤维与TPU接枝交联 |
| 2.6.1 PDA涂层表面接枝 |
| 2.6.2 PDA接枝与TPU交联 |
| 2.7 测试及表征方法 |
| 2.7.1 UHMWPE纤维及复合材料表面形貌的SEM表征 |
| 2.7.2 UHMWPE纤维表面形貌的AFM表征 |
| 2.7.3 UHMWPE纤维的单丝拉伸强度表征 |
| 2.7.4 UHMWPE纤维表面官能团FTIR表征 |
| 2.7.5 UHMWPE纤维结晶度变化XRD表征 |
| 2.7.6 UHMWPE纤维表面润湿性表征 |
| 2.7.7 UHMWPE纤维热性能TG-DSC表征 |
| 2.7.8 UHMWPE纤维增强TPU复合材料ILSS表征 |
| 2.7.9 UHMWPE纤维增强TPU复合材料IFSS表征 |
| 第三章 表面氧化预处理对UHMWPE纤维的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 UHMWPE纤维氧化预处理 |
| 3.2.1 UHMWPE表面氧化机理 |
| 3.2.2 UHMWPE纤维不同氧化体系制备 |
| 3.2.3 不同氧化体系处理UHMWPE纤维 |
| 3.3 不同氧化剂处理对UHMWPE纤维结构性能的影响 |
| 3.3.1 不同氧化剂处理对UHMWPE纤维表面形貌影响 |
| 3.3.2 不同氧化剂处理对UHMWPE纤维表面化学成分的影响 |
| 3.3.3 不同氧化剂处理对UHMWPE纤维晶体结构的影响 |
| 3.3.4 不同氧化剂处理对UHMWPE纤维力学性能的影响 |
| 3.4 氧化处理时间对UHMWPE纤维结构性能的影响 |
| 3.4.1 氧化处理时间对UHMWPE纤维表面形貌影响 |
| 3.4.2 氧化处理时间对UHMWPE纤维表面粗糙度的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 PDA涂覆对UHMWPE纤维结构与性能的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 PDA涂覆UHMWPE纤维的制备 |
| 4.2.1 不同pH值Tris-HCl碱性缓冲液的配制 |
| 4.2.2 不同状态下的UHMWPE纤维表面PDA聚合 |
| 4.2.3 不同pH值下的UHMWPE纤维表面PDA聚合 |
| 4.2.4 不同时长的UHMWPE纤维表面PDA聚合 |
| 4.3 溶解氧含量对UHMWPE纤维表面PDA聚合的影响 |
| 4.3.1 溶解氧含量对PDA涂覆UHMWPE纤维表面形貌的影响 |
| 4.3.2 溶解氧对PDA涂覆UHMWPE纤维质量变化的影响 |
| 4.4 pH值对UHMWPE纤维表面PDA聚合的影响 |
| 4.4.1 pH值对PDA涂覆UHMWPE纤维表面形貌的影响 |
| 4.4.2 pH值对PDA涂覆UHMWPE纤维质量变化的影响 |
| 4.5 PDA涂覆对UHMWPE纤维结构和性能的影响 |
| 4.5.1 PDA涂覆对UHMWPE纤维表面形貌及粗糙度的影响 |
| 4.5.2 PDA涂覆对UHMWPE纤维表面化学成分的影响 |
| 4.5.3 PDA涂覆对UHMWPE纤维润湿性的影响 |
| 4.5.4 PDA涂覆对UHMWPE纤维热稳定性的影响 |
| 4.5.5 PDA涂覆对UHMWPE纤维热效应的影响 |
| 4.5.6 PDA涂覆对UHMWPE纤维界面剪切强度的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 PDA接枝改性对UHMWPE纤维结构与性能的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 PDA接枝改性及复合材料交联机理 |
| 5.2.1 PDA接枝二异氰酸酯 |
| 5.2.2 二异氰酸酯与TPU基体交联 |
| 5.3 PDA涂覆UHMWPE纤维表面接枝改性 |
| 5.3.1 PDA涂覆UHMWPE纤维表面接枝MDI |
| 5.3.2 PDA涂覆UHMWPE纤维表面接枝IPDI |
| 5.3.3 PDA涂覆UHMWPE纤维表面硅烷接枝 |
| 5.3.4 UHMWPE纤维增强TPU复合材料的制备 |
| 5.4 PDA接枝改性对UHMWPE纤维结构与性能的影响 |
| 5.4.1 不同接枝体系对UHMWPE纤维表面形貌的影响 |
| 5.4.2 不同接枝体系对UHMWPE纤维表面化学成分的影响 |
| 5.4.3 不同接枝体系对UHMWPE纤维界面剪切强度的影响 |
| 5.5 IPDI接枝交联对UHMWPE纤维增强复合材料的影响 |
| 5.5.1 IPDI接枝交联对复合材料界面形貌的影响 |
| 5.5.2 IPDI接枝交联对复合材料界面化学结构的影响 |
| 5.5.3 IPDI接枝交联对复合材料层间剪切强度的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 参与的科研项目 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（8）高压针-板脉冲火花放电协同Ag-BiVO4处理盐酸盐四环素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 四环素类抗生素废水概述 |
| 1.2.1 四环素类抗生素废水的特点及危害 |
| 1.2.2 四环素类抗生素的分类 |
| 1.3 四环素类抗生素废水的处理现状 |
| 1.3.1 常规物化处理技术 |
| 1.3.2 高级氧化处理技术 |
| 1.3.3 生物处理技术 |
| 1.3.4 组合工艺处理技术 |
| 1.4 高压脉冲放电等离子体处理技术 |
| 1.4.1 高压脉冲放电等离子体技术原理 |
| 1.4.2 放电反应器 |
| 1.4.3 水中脉冲放电的四种形式 |
| 1.4.4 高压脉冲放电等离子体处理废水 |
| 1.5 Ag/BiVO_4负载型等离子体光催化剂处理废水 |
| 1.5.1 BiVO_4等离子体光催化剂处理废水 |
| 1.5.2 负载型催化剂处理废水 |
| 1.6 研究内容与创新点 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究对象 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 研究创新点 |
| 1.6.5 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验分析与测试方法 |
| 2.3.1 盐酸四环素去除率的计算 |
| 2.3.2 Ag/BiVO_4负载型等离子体催化剂的制备、与表征 |
| 2.3.3 TOC的测定及矿化率的计算 |
| 2.3.4 羟基自由基的测定 |
| 2.3.5 过氧化氢的测定 |
| 2.3.6 液相臭氧的测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高压脉冲放电去除TCH的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 高压脉冲放电过程中影响TCH去除率因素的研究 |
| 3.2.1 脉冲频率对TCH去除率的影响 |
| 3.2.2 脉冲电压对TCH去除率的影响 |
| 3.2.3 电极间距对TCH去除率的影响 |
| 3.2.4 空气流量对TCH去除率的影响 |
| 3.2.5 初始浓度对TCH去除率的影响 |
| 3.2.6 溶液电导率对TCH去除率的影响 |
| 3.3 高压脉冲放电去除TCH的结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高压脉冲火花放电协同Ag/BiVO_4去除TCH的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 高压脉冲放电协同Ag/BiVO_4去除TCH的研究 |
| 4.2.1 不同催化剂对TCH降解的影响 |
| 4.2.2 催化剂投加量对TCH废水降解的影响 |
| 4.2.3 反应体系pH值对TCH废水降解的影响 |
| 4.3 催化剂的表征分析 |
| 4.3.1 SEM表征 |
| 4.3.2 XRD表征 |
| 4.4 Ag/BiVO_4的稳定性 |
| 4.5 高压脉冲放电协同Ag/BiVO_4催化剂TOC变化情况 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 高压脉冲放电去除TCH的初步机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 TCH去除过程中TOC的变化 |
| 5.3 TCH去除过程中pH的变化 |
| 5.4 降解机理初步研究 |
| 5.4.1 羟基自由基的作用 |
| 5.4.2 过氧化氢的作用 |
| 5.4.3 臭氧的作用 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）滑动弧放电等离子体的杀菌机理及在砂糖桔保鲜中的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 低温等离子体简介 |
| 1.2 国内外非热等离子体杀菌的研究现状 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 2 滑动弧放电等离子体对微生物的杀菌工艺与机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料、试剂与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 滑动弧放电等离子体气体成分分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及设备 |
| 3.3 放电气体成分的分析与研究方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 滑动弧放电等离子体对砂糖桔的保鲜应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及设备 |
| 4.3 砂糖桔保鲜研究方法 |
| 4.4 结果分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（10）液膜DBD等离子体激活过硫酸盐降解抗生素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 抗生素废水的概述 |
| 1.1.1 抗生素废水的概况 |
| 1.1.2 抗生素废水的处理技术 |
| 1.2 低温等离子体技术 |
| 1.2.1 低温等离子体技术简介 |
| 1.2.2 低温等离子产生的基本方法 |
| 1.2.3 低温等离子降解抗生素废水的基本原理 |
| 1.3 低温放电等离子体降解抗生素废水的研究进展 |
| 1.3.1 低温放电等离子体废水处理技术 |
| 1.3.2 低温放电离子体与其他技术联用处理废水的现状 |
| 1.4 低温等离子体技术与过硫酸盐高级氧化技术联用处理废水研究现状 |
| 1.4.1 过硫酸盐活化机理 |
| 1.4.2 过硫酸盐常用的激活方法 |
| 1.4.3 低温等离子体激活过硫酸盐降解废水的技术研究现状 |
| 1.5 本文研究思路与研究内容 |
| 2 实验系统与测量方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验系统 |
| 2.3 实验参数的测定方法 |
| 2.3.1 放电功率的测定 |
| 2.3.2 SMX的浓度及能量效率的测定 |
| 2.3.3 活性物质的测量方法 |
| 3 液膜DBD等离子体降解抗生素废水的研究 |
| 3.1 液膜DBD等离子体对SMX降解特性的研究 |
| 3.1.1 放电电压对SMX降解的影响 |
| 3.1.2 空气流量对SMX降解的影响 |
| 3.1.3 液体循环流量对SMX废水降解的影响 |
| 3.1.4 SMX的初始浓度对SMX降解的影响 |
| 3.1.5 溶液pH值对SMX降解的影响 |
| 3.1.6 溶液电导率对SMX降解的影响 |
| 3.2 SMX的矿化分析 |
| 3.3 液膜等离子体对SMX降解机理的初步分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 液膜DBD等离子体激活过硫酸盐降解抗生素废水的研究 |
| 4.1 液膜DBD等离子体激活过一硫酸盐(PMS)与过二硫酸盐(PS)的原理 |
| 4.2 液膜DBD等离子体激活PMS/PS对 SMX降解的研究 |
| 4.2.1 放电电压及频率的影响 |
| 4.2.2 过硫酸盐投加量的影响 |
| 4.2.3 初始pH值的影响 |
| 4.3 PMS/PS对液膜DBD等离子体系统中长寿命活性物质生成的影响 |
| 4.4 液膜DBD等离子体激活PMS/PS对 SMX降解机理的探究 |
| 4.4.1 电子顺磁共振技术(EPR)对自由基的鉴定 |
| 4.4.2 ·OH和 SO_4·~-对SMX降解的作用 |
| 4.4.3 O_2·~-对SMX降解的作用 |
| 4.4.4 水合电子对SMX降解的作用 |
| 4.4.5 H·对SMX降解的作用 |
| 4.5 SMX的矿化分析 |
| 4.6 SMX的降解产物分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、脉冲电晕等离子体原位合成过氧化氢（论文参考文献）
- [1]等离子体在能源环境领域中的应用研究进展[J]. 张婧. 安全、健康和环境, 2021(10)
- [2]低温等离子体对蓝藻抑制效应与机理研究[D]. 李俊楠. 中国环境科学研究院, 2021
- [3]泡-膜式混合放电等离子体强化去除四溴双酚S的研究[D]. 梅洁. 重庆工商大学, 2021(08)
- [4]大气压低温等离子体降解水中全氟辛酸的研究[D]. 范洋洋. 北京印刷学院, 2021(09)
- [5]大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究[D]. 颛孙梦临. 广西师范大学, 2021(10)
- [6]热活化改性水淬锰渣同步脱硫脱硝的研究[D]. 骆燕苏. 昆明理工大学, 2021(01)
- [7]超高分子量聚乙烯纤维多层次表面处理及其复合材料界面特性研究[D]. 牛昊. 山东大学, 2021(12)
- [8]高压针-板脉冲火花放电协同Ag-BiVO4处理盐酸盐四环素[D]. 罗婷. 江西理工大学, 2021(01)
- [9]滑动弧放电等离子体的杀菌机理及在砂糖桔保鲜中的研究[D]. 崔鲁彬. 北京农学院, 2021(08)
- [10]液膜DBD等离子体激活过硫酸盐降解抗生素研究[D]. 王宁. 大连理工大学, 2021(01)