一、五氯酚降解研究进展（论文文献综述）
江开[1]（2020）在《钼酸铋的碱处理改性及可见光催化降解五氯酚性能研究》文中研究说明在农业生产中,化学农药被广泛使用以保障农作物正常生长,部分农药的作用效果明显,但其毒性也不容忽视,使用过程中农药在土壤和水体中造成残留,导致的环境污染问题日益严重,威胁着人类的健康。光催化技术使用稳定、无毒、不产生二次污染的半导体光催化剂,利用自然界中含量丰富的可再生能源—太阳能,在解决环境污染方面具有其天然的优势以及广阔的应用前景。与传统光催化剂Ti O2不同,钼酸铋作为铋系光催化剂家族中重要成员,具有可见光吸收以及典型层状结构,因成本低、安全无毒、能带易调控及结构稳定等特点,近年来被广泛研究,在环境修复和污染控制方面表现出其独特的优势。为进一步提升钼酸铋的活性,研究者们针对钼酸铋的形貌、表面结构和能带位置等本征性质进行了大量研究,采取了形貌结构调控、引入缺陷、掺杂外来元素、构建异质结等多种改性手段。其中,由于反应位点主要在表面,材料的形貌和表面结构的改变对光催化活性的影响尤为明显。因此本文设计合成了pH调控表面改性的钼酸铋及氨处理改性不同晶面暴露的钼酸铋两种催化剂材料,通过氨处理表面改性促进钼酸铋材料表面接枝部分表面羟基,进而影响底物在材料表面的反应历程,最终提高其光催化性能,本文具体研究内容如下:1. 采用水热法合成未改性的纯钼酸铋材料,以弱碱氨水对钼酸铋材料进行二次水热处理,通过控制额外加入硝酸的量,调控水热过程的pH,得到不同pH调控改性钼酸铋材料。通过X射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、高分辨透射电子显微镜（HRTEM）以及元素分布谱（EDS）等表征手段,证实改性过程不改变钼酸铋材料的晶体结构与元素组成。随后进行可见光催化降解五氯酚测试,发现可见光条件下,调控pH=11改性的钼酸铋相对原始钼酸铋材料,光催化降解五氯酚的反应速率提升了5倍。并且通过活性物种的捕获实验和电子顺磁共振（ESR）检测自由基,提出主要的活性物种是光生空穴。此外,通过红外（FTIR）和X射线光电子能谱（XPS）检测证实了材料表面羟基的引入,结合底物吸附测试和·OH的定量实验,总结了表面羟基引入与光催化活性之间的构效关系,其原理在于引入的表面羟基作为五氯酚的吸附位点,促进光照下产生的氧化活性物种与五氯酚充分接触,加速其降解矿化过程。2. 通过调控不同的反应pH值（pH=6,10）,分别得到了（001）和（010）晶面暴露的钼酸铋材料,再进行氨处理的二次水热过程,得到氨处理改性不同晶面暴露钼酸铋材料。采用X射线衍射（XRD）、拉曼光谱（Raman）表征手段,证实不同暴露晶面的成功构建。通过扫描电子显微镜（SEM）、高分辨透射电子显微镜（HRTEM）以及元素分布谱（EDS）说明氨处理过程不影响不同晶面暴露钼酸铋的结构以及组成。继而进行可见光催化降解五氯酚实验,发现（001）晶面暴露钼酸铋在改性后,相比（010）晶面暴露材料的活性提升更为显着。随即通过活性物种的捕获实验和电子顺磁共振（ESR）检测,指出降解过程的主要活性物种是光生空穴。同时结合光电流、光致发光光谱（PL）、阻抗（EIS）等表征测试,发现氨改性过程对（001）晶面暴露钼酸铋材料的光生载流子产生和迁移存在着促进作用,而（010）晶面暴露材料与之相反。利用红外（FTIR）和X射线光电子能谱（XPS）检测指出（001）晶面暴露材料的表面羟基更容易引入。吸附测试和H2O2定量实验,结合GC-MS对降解过程的中间产物进行了系统的分析,研究了表面羟基与晶面的协同作用,并推测氨处理改性后钼酸铋可见光催化降解五氯酚会经历脱氯为主和羟基化为辅的降解路径,并逐步开环,最终实现五氯酚的彻底矿化,得到无毒的产物。
金棼华[2]（2018）在《强力霉素和五氯酚复合污染土壤中微生物降解机制研究》文中进行了进一步梳理兽用抗生素与有机氯农药在土壤环境中广泛存在,一直是生态学研究的热点,但二者在土壤中互作的效应目前还鲜有报道。本文以强力霉素（Doxycycline,DOX）和五氯酚（Pentachlorophenol,PCP）为目标物,研究兽用抗生素与有机氯农药共存时对其降解效率的影响,并通过土壤微生数量、群落结构以及主要的功能微生物活性的研究,揭示土壤兽用抗生素与有机氯农药互作的微生物学机制。为提出兽用抗生素与有机氯农药复合污染的治理方案,提供理论基础与数据支撑。本论文设3个DOX浓度（0、4.8和12.8mg/kg）,3个PCP浓度（0、6.4、10.7mg/kg）。共10个处理,空白土壤组（CK）、空白土壤+空白猪粪组（A0）、低DOX组（A1）、低DOX低PCP组（A1B1）、低DOX高PCP组（A1B2）、高DOX组（A2）、高DOX低PCP组（A2B1）、高DOX高PCP组（A2B2）、低PCP组（B1）、高PCP组（B2）,每个处理设3个重复。分别于0、1、3、5、8、13、18、24、45天采样,采用高效液相色谱、荧光定量PCR、16s r RNA测序技术等,检测土壤中强力霉素浓度、五氯酚浓度、基本理化性质、土壤细菌数量、四环素类耐药基因含量、细菌群落结构及酶活等,研究PCP对DOX以及DOX对PCP降解的影响及微生物学机制。主要研究结果如下:（1）当初始DOX浓度为4.8mg/kg,A1、A1B1和A1B2组DOX降解半衰期分别为20.92d、21.41d和23.97d,高初始PCP浓度会显着抑制DOX的降解（P<0.05）;当初始DOX浓度为12.8mg/kg,A2、A2B1和A2B2组DOX降解半衰期分别为23.64d、24.74d和27.41d,高初始PCP浓度同样会显着抑制DOX的降解（P<0.05）。（2）高浓度PCP残留会显着抑制细菌数量和脲酶活性（P<0.05）,降低紫单胞菌科（Porphyromonadaceae）和乳杆菌属（Lactobacillus）,增加鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和芽孢杆菌（Bacillaceae）的相对丰度。（3）当强力霉素浓度为4.8mg/kg时,高初始PCP浓度显着降低tet A、tet M、tet Q和tet X的含量,低初始PCP浓度显着降低tet Q含量（P<0.05）。PCP残留对土壤p H、电导率、总氮、有机质、微生物碳氮影响不显着（P>0.05）。（4）当初始PCP浓度为6.4mg/kg,B1、A1B1和A2B1组的PCP降解半衰期为11.03d、11.41d和13.61d,高浓度DOX残留会显着抑制土壤PCP的降解（P<0.05）;当初始PCP浓度为10.7mg/kg,B2、A1B2和A2B2组PCP降解半衰期为12.07d、11.46d和14.11d,高浓度DOX残留同样会显着抑制土壤PCP的降解（P<0.05）。（5）DOX残留显着增加土壤细菌数量以及脲酶、过氧化氢酶活性（P<0.05）,提高p H、电导率以及总氮、有机质和微生物碳氮含量（P<0.05）,高浓度强力霉素残留降低土壤鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和芽孢杆菌属（Bacillaceae）的相对丰度。综上所述,在本实验条件下,高初始PCP浓度可能是通过抑制细菌数量,改变微生物群落和活性来抑制强力霉素的微生物降解,同时耐药基因数量也相应下降;高初始DOX浓度可能是通过改变微生物群落结构来抑制五氯酚的微生物降解过程。
江楠[3]（2016）在《MnO2的制备及其活化过硫酸氢盐的效能研究》文中研究指明近年来,基于硫酸根自由基(SO4·–)的高级氧化技术得到了广泛的关注,相比羟基自由基（·OH）,SO4·–有以下优点:具有比·OH更高的氧化还原电势;有较稳定的中间产物,寿命较长;可以在很广的p H范围内发挥较好的性能;可以氧化·OH不能氧化的一些难降解污染物。产生SO4·–的方法有很多,而过渡金属离子活化的方法得到研究者们的关注最多,钴离子的催化效果最好,但钴有毒,对水造成二次污染,并且催化剂的回收和重复使用上也是难题,所以可替代钴的催化剂在研究上有深远的意义。本课题选择MnO2作为催化剂来活化过硫酸氢盐（PMS）产生SO4·–。因为和钴相比,自然界中存在大量的MnO2,其价格廉价,Mn离子毒性低,并且MnO2具有很大的比表面积、较强的吸附能力、催化活性特点,这使MnO2在替代钴活化过硫酸盐上很有前景的。MnO2有无定型、晶体型和新生态型,无定型MnO2在生产工艺上比晶体MnO2简便,易于规模的生产。本文制备晶体α-MnO2、新生态MnO2和无定型MnO2三种催化剂,对催化剂进行红外光谱（FT-IR）、X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）、比表面积（BET）等方法表征和初步活性研究,筛选出一种无定型MnO2作为本实验的催化剂。研究结果显示出MnO2的颗粒无数几十纳米MnO2颗粒团聚形成的球形,在表面有丰富的·OH,比表面积为195.46 m2/g。本实验以五氯酚（PCP）作为目标污染物,以PMS作为氧化剂,系统的研究了MnO2活化PMS降解五氯酚的性能。实验结果表明,60 min五氯酚的降解率为89%,TOC去除率为74%,MnO2表现出良好的活性。在反应条件对MnO2活性影响研究结果表明,随着MnO2量的增加,五氯酚的降解效果越好;在一定PMS浓度范围内,随着PMS的浓度提高,五氯酚的降解效果越明显,在PMS=1 mmol/L时,30 min五氯酚已达到100%降解;温度对五氯酚降解有促进的作用,随着温度是升高,五氯酚降解率逐渐在提高。在对体系中自由基类别测定的实验结果表明,反应体系中同时存在SO4·–和·OH。催化剂重复使用4次,催化效果由89%降到66%,建议在降解有机物重复使用次数在2-3次。经过动力学模型拟合和计算,结果表明MnO2活化PMS对五氯酚的降解符合一级反应动力学方程的结论。
周泽宇[4]（2015）在《石墨烯—二氧化钛纳米管对淋洗液五氯酚光催化降解研究》文中认为氯代芳香族有机物是一类被广泛使用的人造化学物质,其中五氯酚、多氯联苯等剧毒有机物都是目前备受关注的持久性有机污染物,大量存在于表层土壤,其污染土壤修复是环境治理中的一个重要课题。其中淋洗液体系中目标污染物降解机理分析,和高性能光催化剂降解研究对淋洗结合光催化土壤修复技术具有支撑作用。本文以土壤淋洗技术为基础,以石墨烯-二氧化钛纳米管（G-TNT）和G-TNT复合板作为光催化剂,通过对淋洗剂的归纳以及光催化效果影响因素的分析,使淋洗液体系氯代芳香族有机物降解效率得到显着提高,同时探讨了光催化反应机制和污染物降解路径,实现了太阳光下土壤淋洗液目标污染物的高效去除。针对土壤淋洗技术与光催化反应技术结合过程目标污染物光降解速率下降的问题,对多种有机溶剂和表面活性剂分子化学键键能进行研究,发现酮类溶剂或TX-100等分子化学键能较高的稳定型淋洗液体系适合光催化处理,而对分子化学键能较低的醇类溶剂或生物表面活性剂淋洗液光催化处理会造成目标污染物降解速率的下降。pH值、温度和光照强度与光降解反应效率正相关,氯代芳香族有机物在光降解时脱氯和裂环速率高于矿化速率。另外对于不适合使用光催化剂进行处理的淋洗液体系提出了二氧化钛配合过氧化氢的应急光催化处理方案,其反应机理为光催化分解过氧化氢产生大量羟基自由基从而对目标污染物进行降解。以氧化石墨烯和粉末二氧化钛为前驱物,使用水热法合成了均匀分布G-TNT光催化剂,纳米管外径10 nm,内径3 nm左右,比表面积达到128.8 m2 g–1,有效入射波长由387 nm红移至430 nm。石墨烯与二氧化钛纳米管结合,石墨烯碳元素进入二氧化钛晶格使其带隙降低,光生电子可以快速转移至石墨烯表面与空穴分离,同时石墨烯与氯代芳香族有机物产生π–π键专性吸附。使用G-TNT对淋洗液体系五氯酚、多氯联苯和八氯萘等典型氯代芳香族有机污染物进行光催化降解,利用紫外光或太阳光作为光源时,光催化剂催化活性分别为单纯二氧化钛的2.0倍和2.6倍,同时淋洗液降解速率只有目标污染物的1/15,可回用淋洗剂达75%。本文利用类溶胶凝胶涂布法成功制备了可重复使用的G-TNT复合板,并使用于实际淋洗液光催化处理。以太阳光为光源,G-TNT复合板将淋洗液体系氯代芳香族有机物光催化降解速率提高了5倍以上,连续使用时复合板光催化活性无明显降低,为纳米级光催化剂的实用提供了新的方法。
杨雪,陈素兰,穆素[5]（2013）在《五氯酚污染土壤的修复技术进展》文中认为五氯酚曾于20世纪30年代以来在世界范围内广泛使用,主要是作为一种高效的杀菌剂、木材防腐剂和甘蔗、稻田等的除草剂。特别是在我国,水体和土壤的五氯酚污染现象较严重。同时,因其对生物体的广谱毒性和诱突变性,也被认为是环境中的主要持久性有机污染物之一。该研究总结了国内外对于五氯酚污染的土壤在环境中的迁移、转化以及近年来五氯酚污染土壤的修复技术研究。
杨雪[6]（2011）在《14C-五氯酚在蚯蚓Metaphire guillelmi体内的蓄积和消除研究》文中研究表明五氯酚曾于上世纪30年代以来在世界范围内广泛使用,主要是作为一种高效的杀菌剂、木材防腐剂和甘蔗、稻田等的除草剂。特别是在我国,水体和土壤的五氯酚污染现象较为严重。尽管上世纪80年代以后,五氯酚已经被禁止使用,但是其所造成的环境问题仍将持续相当一段时间。同时,因其对生物体的广谱毒性和诱突变性,也被认为是环境中的主要持久性有机污染物之一。五氯酚的修复方法包括物理修复、化学修复和生物修复。物理和化学修复方法代价较高,且不能彻底的将五氯酚从环境中去除。而生物修复成本较低,最重要的是可彻底的去除五氯酚。由于土壤是各种污染物在环境中迁移转化的最终载体和归宿,所以对五氯酚在土壤中的迁移转化规律的研究也是当前研究的热点。大型土壤动物蚯蚓是大多数土壤中的主要生物量,对土壤生物活性起着决定性作用。在中国,巨蚓科蚯蚓在各类群陆栖蚯蚓中占有重要地位。研究中选用的威廉腔环蚓（Metaphire guillelmi）就是属于巨蚓科腔蚓属,在我国大部分地区都有其分布。蚯蚓可以通过其生物、物理化学行为,改善土壤结构,提高空气和水分扩散能力,促进土壤有机质循环,提高土壤微生物活性,影响外源化合物的生物可利用性。所以理论上,蚯蚓可以通过各种方式改善以上条件,从而会影响化合物在土壤中的降解转化规律。然而目前,有关威廉腔环蚓对五氯酚的降解和转化的影响还不清楚。应用14C放射性示踪技术,以土食性蚯蚓——威廉腔环蚓Metaphire guillelmi为代表,本论文研究了蚯蚓对五氯酚在土壤中降解的影响,以及五氯酚在蚯蚓体内的蓄积及消除过程。研究结果表明,在有蚯蚓存在的条件下,五氯酚在土壤中的矿化速率受到明显抑制,但氨氮的存在对于其矿化并没有明显作用。M. guillelmi对五氯酚及其土壤代谢产物具有较强的蓄积能力,在24天的暴露期间内,体内蓄积量随时间的延长而增大,进入蚯蚓体内的五氯酚及其代谢产物的消除非常缓慢。同样,氨氮对于蚯蚓对蚯蚓体内五氯酚的蓄积及消除过程都没有明显作用。本文研究结果,对正确评价五氯酚在土壤环境中的迁移、转化以及五氯酚污染土壤的修复具有重要意义。
高宝钗[7]（2010）在《零价铁强化厌氧微生物降解2,4,6-三氯酚及机理研究》文中研究表明本文以2,4,6-三氯酚为目标污染物,分别对单独厌氧微生物和零价铁/厌氧微生物驯化的污泥体系降解2,4,6-三氯酚的特性进行了初步探索;并对零价铁与厌氧微生物联合体系的影响因素进行了考察;在此基础上重点研究2,4,6-三氯酚在不同还原环境下的降解性能,并进一步考察了硝酸盐还原条件下不同碳源的影响;试验还研究了该体系在不同初始pH值时2,4,6-三氯酚的还原脱氯和零价铁的腐蚀对降解效果的影响,试图揭示联合体系的复杂作用机理。结果表明:（1）以葡萄糖为共基质,单独厌氧微生物和零价铁/厌氧微生物两种体系均能降解2,4,6-TCP,驯化过程中加入零价铁后对体系的影响表现为微生物适应期缩短,2,4,6-TCP去除率提高,加速驯化进程。（2）零价铁/厌氧微生物联合体系降解初始浓度为25 mg/L的2,4,6-TCP最优条件为:污泥接种量289.0 mgVSS/L,Fe0投加量1.0 g/L,初始pH值8.0,葡萄糖量0.5 g/L。（3）硝酸盐还原条件显着抑制了2,4,6-TCP的还原脱氯,硝酸盐还原活性随着硝酸盐浓度的升高而升高。加入5 mmol/L硝酸盐时,2,4,6-TCP降解产物为2,4-DCP和4-MCP等低氯酚,并出现4-MCP积累现象。（4）实验体系中2,4,6-TCP还原脱氯菌不是一种反硝化细菌,当同时存在2,4,6-TCP与硝酸盐时,体系先发生硝酸盐还原再进行2,4,6-TCP还原脱氯。（5）在硝酸盐还原条件下,不同碳源对零价铁/厌氧微生物联合体系降解2,4,6-TCP均符合一级反应动力学模型,其反应速率常数大小依次为k（葡萄糖）>k（乙酸盐）>k（乳酸盐）>k（无补充碳源）>k（甲酸盐）。（6）硫酸盐和混合电子还原环境均不利于零价铁/厌氧微生物联合体系降解2,4,6-TCP。（7）不同初始pH值下,零价铁/厌氧微生物联合体系中零价铁可持续腐蚀产生电子。单独微生物在初始pH值为9.0时对目标物降解效果较好,而零价铁/厌氧微生物在初始pH值为8.0时目标物降解效果较好。零价铁腐蚀产物Fe2+和Fe3+对2,4,6-TCP的降解有一定的抑制作用,且随着Fe3+浓度的增加对2,4,6-TCP的抑制作用有所增强。（8）零价铁的参与使微生物对有机物的需求量减小,COD去除率相应降低。ETS活性与2,4,6-TCP残余浓度有一定的相关性。（9）零价铁/厌氧微生物联合体系降解2,4,6-TCP主要途径是:2,4,6-TCP→2,4-DCP→4-CP,并出现4-CP积累现象。
温志忠[8]（2010）在《异相Fenton试剂光协同催化氧化氯酚钠的研究》文中研究说明氯酚（Chlorophenols, CPs）难溶于水,在中性水体中常以酚钠形式存在,具有很强的“三致”效应,被许多国家列入优先污染物和持久性有机污染物黑名单。降解是去除环境中氯酚钠的最有效方法之一,因此,研究氯酚钠的降解具有重要意义。氯酚钠类化合物有很多种,本文选取环境中常见的4-氯酚钠、2,4-二氯酚钠、五氯酚钠以及这三种氯酚钠按一定比例配成混合氯酚钠为研究对象,采用异相Fenton试剂光催化降解氯酚钠。本文分别以螯合树脂、4A分子筛、Y分子筛、活性氧化铝为催化剂载体,采用浸渍法制备了Fe（Ⅱ）—螯合树脂、Fe（Ⅱ）—4A分子筛、Fe（Ⅱ）—Y分子筛、Fe（Ⅱ）-Al2O3、Fe（Ⅲ）—Y分子筛。通过对比这五种催化剂对氯酚钠的吸附量和对氯酚钠的光催化降解性能测定,得出Fe（Ⅱ）—Y分子筛对氯酚钠的吸附量最小,在光催化降解试验中表现出最好的催化活性。同时在对Fe（Ⅱ）—Y分子筛的循环试验研究,发现经过简单的处理便能保持催化剂的良好活性,具有很大的适用性。具有良好催化活性的Fe（Ⅱ）—Y分子筛和溶液中的过氧化氢构成了异相Fenton试剂,在紫外光照射下,进行异相UV-Fenton光协同催化氧化降解氯酚钠的研究。单因素试验考察了过氧化氢浓度、催化剂量、氯酚钠初始浓度和溶液pH值对4种氯酚钠光催化降解的影响；结果研究表明过氧化氢浓度和Fe（Ⅱ）—Y分子筛量对氯酚钠的影响较大,氯酚钠初始浓度和pH值对氯酚钠降解的影响较小；共存离子Na+、Cl-、K+、SO42-、Mg2+、Zn2+等于氯酚钠50倍质量分率以下对降解没有干扰,NO3-和NH4+有干扰；在UV、H2O2、UV/H2O2、H2O2/Fe（Ⅱ）-Y分子筛、UV/H2O2/Fe（Ⅱ）-Y分子筛五种体系中,以UV/H2O2/Fe（Ⅱ）-Y分子筛反应体系降解效果最好。本文还利用异相Fenton法对含氯酚钠废水的处理进行了初步工艺设计。
王旭刚,孙丽蓉[9]（2009）在《五氯酚的污染现状及其转化研究进展》文中研究指明20世纪80年代起五氯酚已被禁止生产和使用,但由其引起的环境问题仍然存在。在介绍了五氯酚的污染现状的基础上,综述了五氯酚降解方面的研究进展,吸附是可逆的,但吸附的富集浓缩作用是一种有效的前处理手段。化学氧化措施对五氯酚的去除效果较好,反应速度较快,但处理成本较高,且容易形成强致癌污染物。生物措施处理成本低,降解产物安全,但去除效果相对较差。还原脱氯比较适合污染的原位治理,且处理成本较低。土壤粘粒及铁氧化物界面五氯酚的还原转化研究使利用土壤特性处理五氯酚污染土壤及污染土壤的原位修复成为可能。五氯酚污染处理方法互有长短,不同处理方法的联合应用方面的研究值得关注。
宁大亮[10]（2009）在《白腐真菌细胞色素P450转化难降解有机物的功能研究》文中认为作为普遍存在于各类生物细胞内的解毒酶,细胞色素P450与难降解有机物的生物转化密切相关。白腐真菌的模式菌种黄孢原毛平革菌是目前所知的P450基因最丰富的真菌,但目前对该真菌P450的降解功能却缺乏研究。本研究在优化黄孢原毛平革菌P450分离检测方法的基础上,分析多种难降解有机污染物对该真菌P450的诱导作用,利用P450光谱特性和微粒体P450反应特征揭示该真菌P450的降解功能,综合利用色谱、质谱、光谱手段及P450抑制剂探讨P450在该真菌总体降解过程中的作用及其与其它降解酶系的关系。黄孢原毛平革菌P450适宜的分离检测方法是:采用高速分散结合玻璃研磨破碎细胞、经差速离心分离微粒体,采用CO结合差光谱检测并严格控制通气与还原条件。正己烷、苯巴比妥、苯甲酸、氯代苯甲酸、甲苯、氯苯、2,4-二氯酚、五氯酚、菲、萘等物质对黄孢原毛平革菌P450均有明显的诱导作用,诱导后微粒体P450含量达37137pmol/mg;P450的诱导量受营养条件、诱导剂浓度、诱导时间、培养方式等因素的影响而有明显变化。黄孢原毛平革菌P450对苯甲酸的降解活性可达29mol/（min·mol P450）,胞外酶液中的锰过氧化物酶无法降解苯甲酸,抑制P450对苯甲酸降解效率没有明显影响,该真菌中存在其他苯甲酸降解酶系。该真菌P450对五氯酚的降解活性可达179mmol/（min·mol P450）;在营养丰富条件下,五氯酚的降解主要依赖甲基转移酶,抑制P450会使甲基转移酶活性增强;在营养限制条件下,五氯酚的降解主要依赖甲基转移酶和锰过氧化物酶,抑制P450对五氯酚降解没有明显的影响。该真菌P450对菲的降解活性可达638mmol/（min·mol P450）;在营养丰富条件下,菲的降解依赖P450参与催化的二氢二醇途径,抑制P450会明显降低菲的降解效率;在营养限制条件下,菲的降解依赖P450和锰过氧化物酶,抑制P450会明显降低菲的降解效率和菲-反-9,10-二氢二醇的生成,但不会影响锰过氧化物酶的活性。此外,抑制剂试验表明P450会参与该真菌对萘、芘、2,4-二氯酚、2,4,6-三氯酚的降解,并可能发挥着重要作用。
二、五氯酚降解研究进展（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、五氯酚降解研究进展（论文提纲范文）
（1）钼酸铋的碱处理改性及可见光催化降解五氯酚性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1 水环境污染控制 |
| 1.1 国内水环境污染现状 |
| 1.2 水环境氯酚污染治理方法 |
| 2 光催化研究概况 |
| 2.1 半导体光催化反应基本原理 |
| 2.2 光催化剂活性的影响因素 |
| 2.2.1 光吸收 |
| 2.2.2 载流子迁移效率 |
| 2.2.3 表面催化反应效率 |
| 3 新型铋系光催化剂 |
| 3.1 钼酸铋光催化剂研究进展 |
| 3.2 钼酸铋材料的光催化应用 |
| 3.3 钼酸铋光催化剂的传统改性方法 |
| 3.3.1 形貌控制 |
| 3.3.2 晶面工程 |
| 3.3.3 异质结构筑 |
| 3.3.4 元素掺杂 |
| 3.4 表面改性 |
| 3.4.1 表面缺陷引入 |
| 3.4.2 表面离子修饰 |
| 3.4.3 表面基团改性 |
| 4 立题依据及研究内容 |
| 第二章 pH调控改性钼酸铋及其光降解五氯酚性能的研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 光催化材料的合成 |
| 2.3 材料的表征 |
| 2.4 光催化降解活性实验 |
| 2.4.1 钼酸铋可见光催化降解五氯酚 |
| 2.4.2 捕获剂降解实验 |
| 2.5 光电化学性能测试 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 钼酸铋材料的结构与组成分析 |
| 3.2 钼酸铋光催化降解性能分析 |
| 3.3 钼酸铋材料的光电性能分析 |
| 3.4 钼酸铋光催化降解活性基团检测 |
| 3.5 钼酸铋材料表面性质分析 |
| 3.6 钼酸铋光催化机理分析 |
| 4 本章小结 |
| 第三章 不同晶面暴露钼酸铋的氨处理改性及其光降解五氯酚性能的研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 光催化材料的合成 |
| 2.3 材料的表征 |
| 2.4 光催化降解活性实验 |
| 2.4.1 钼酸铋可见光催化降解五氯酚 |
| 2.4.2 捕获剂降解实验 |
| 2.5 光电化学性能测试 |
| 2.6 过氧化氢定量测试 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 氨改性钼酸铋的结构与组成分析 |
| 3.2 氨改性钼酸铋的光催化性能分析 |
| 3.3 氨改性钼酸铋的光吸收性能表征分析 |
| 3.4 氨改性钼酸铋的电化学性能表征分析 |
| 3.5 氨改性钼酸铋表面性质分析 |
| 3.6 氨改性钼酸铋光催化机理分析 |
| 4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 :硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（2）强力霉素和五氯酚复合污染土壤中微生物降解机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 土壤污染的现状和特征 |
| 1.1.1 土壤的污染现状 |
| 1.1.2 土壤污染的特性 |
| 1.2 复合污染的概述 |
| 1.2.1 复合污染的交互作用 |
| 1.2.2 土壤复合污染的评价方法 |
| 1.3 土壤中四环素类抗生素和有机氯农药污染 |
| 1.3.1 四环素类抗生素和有机氯农药的概况 |
| 1.3.2 土壤中四环素类抗生素和有机氯农药的污染现状 |
| 1.3.3 土壤中四环素类抗生素和有机氯农药的降解方式 |
| 1.4 本文研究目的及意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试猪粪 |
| 2.1.2 供试土壤 |
| 2.1.3 药品和试剂 |
| 2.1.4 配制试剂 |
| 2.1.5 主要仪器及其它 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.3 指标检测方法 |
| 2.3.1 强力霉素浓度测定 |
| 2.3.2 五氯酚浓度测定 |
| 2.3.3 土壤常规理化指标 |
| 2.3.4 土壤细菌数量及耐药基因含量 |
| 2.3.5 细菌群落结构多样性的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤中五氯酚残留对强力霉素的影响 |
| 3.1.1 五氯酚残留对土壤中强力霉素降解的影响 |
| 3.1.2 五氯酚残留对土壤理化指标的影响 |
| 3.1.3 五氯酚残留对土壤微生物的影响 |
| 3.1.4 五氯酚残留对土壤四环素类耐药基因的影响 |
| 3.2 土壤中强力霉素残留对五氯酚的影响 |
| 3.2.1 强力霉素对土壤五氯酚的降解影响 |
| 3.2.2 强力霉素残留对理化性质的影响 |
| 3.2.3 强力霉素残留对土壤微生物的影响 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 五氯酚残留对土壤强力霉素降解的影响 |
| 4.1.2 土壤中强力霉素残留对五氯酚的影响 |
| 4.1.3 研究展望 |
| 4.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（3）MnO2的制备及其活化过硫酸氢盐的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.2 二氧化锰的研究现状 |
| 1.2.1 二氧化锰的氧化性 |
| 1.2.2 二氧化锰的吸附性 |
| 1.2.3 二氧化锰的催化性 |
| 1.2.4 SO_4~(·–)与有机物反应机理 |
| 1.3 二氧化锰的制备方法 |
| 1.3.1 溶液氧化还原法 |
| 1.3.2 水热合成法 |
| 1.3.3 溶胶凝胶法 |
| 1.3.4 固相合成法 |
| 1.4 活化产生SO_4~(·–)的方法 |
| 1.4.1 热活化方法 |
| 1.4.2 过渡金属离子活化法 |
| 1.4.3 光活化方法 |
| 1.5 选题思路和主要研究内容 |
| 1.5.1 选题思路 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第2章 催化剂的制备及筛选 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 催化剂的制备 |
| 2.3.1 晶体 α-MnO_2的制备 |
| 2.3.2 新生态MnO_2的制备 |
| 2.3.3 无定型MnO_2的制备 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 催化剂表征方法 |
| 2.4.2 水样分析测试方法 |
| 2.4.3 催化剂活化性能研究方法 |
| 2.5 催化剂的筛选 |
| 2.5.1 晶体MnO_2的筛选 |
| 2.5.2 无定型MnO_2的筛选 |
| 2.5.3 三种催化剂活性的筛选 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 二氧化锰活化PMS的效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化剂用量对五氯酚降解效果的影响 |
| 3.2.1 无定型MnO_2用量对降解的影响 |
| 3.2.2 与催化剂 α-MnO_2活性的对比 |
| 3.3 氧化剂PMS浓度对五氯酚降解效果的影响 |
| 3.3.1 PMS浓度对无定型MnO_2活性的影响 |
| 3.3.2 与催化剂 α-MnO_2活性的对比 |
| 3.4 五氯酚初始浓度对MNO_2活性的影响 |
| 3.4.1 五氯酚初始浓度对无定型MnO_2活性的影响 |
| 3.4.2 与催化剂 α-MnO_2活性的对比 |
| 3.5 PH值变化对对五氯酚降解效果的影响 |
| 3.5.1 p H对无定型MnO_2活性的影响 |
| 3.5.2 与催化剂 α-MnO_2活性的对比 |
| 3.6 温度对五氯酚降解效果的影响 |
| 3.7 催化剂重复性使用测试 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 二氧化锰活化过硫酸氢盐的机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 红外光谱测定 |
| 4.3 体系中自由基确定 |
| 4.4 TOC测定 |
| 4.5 五氯酚降解过程的表观动力学分析 |
| 4.6 二氧化锰活化PMS降解五氯酚的机理研究 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）石墨烯—二氧化钛纳米管对淋洗液五氯酚光催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究意义与研究背景 |
| 1.2 氯代芳香族有机物污染土壤修复技术 |
| 1.2.1 原位生物修复技术 |
| 1.2.2 自然衰减 |
| 1.2.3 物理方法 |
| 1.2.4 原位热处理法 |
| 1.2.5 异位生物修复技术 |
| 1.2.6 异位热处理法 |
| 1.2.7 化学方法 |
| 1.2.8 还原脱氯法 |
| 1.2.9 氧化法 |
| 1.2.10 溶剂萃取法 |
| 1.2.11 联合技术 |
| 1.2.12 修复技术评估 |
| 1.3 土壤淋洗修复技术 |
| 1.4 光催化氧化技术在淋洗技术中的应用 |
| 1.5 二氧化钛光催化剂制备 |
| 1.6 石墨烯 -二氧化钛光催化剂制备 |
| 1.7 淋洗结合光催化技术应用及问题 |
| 1.7.1 淋洗剂应用问题 |
| 1.7.2 催化剂应用问题 |
| 1.8 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第2章 淋洗剂筛选及对五氯酚光降解影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料和研究方法 |
| 2.2.1 试验材料与化学试剂 |
| 2.2.2 五氯酚污染土壤淋洗实验 |
| 2.2.3 淋洗液中五氯酚光降解实验 |
| 2.2.4 淋洗液体系环境因素对五氯酚光降解影响实验 |
| 2.2.5 淋洗液中五氯酚浓度分析方法 |
| 2.3 不同淋洗剂对土壤内五氯酚淋洗效果研究 |
| 2.4 有机溶剂内五氯酚光降解效果研究 |
| 2.5 表面活性剂内五氯酚光降解效果研究 |
| 2.6 五氯酚光降解速率影响因素研究 |
| 2.6.1 p H对五氯酚降解影响 |
| 2.6.2 温度对五氯酚降解影响 |
| 2.6.3 光照强度对五氯酚降解影响 |
| 2.6.4 直接光降解过程TOC变化分析 |
| 2.6.5 低键能淋洗液体系快速降解方案 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 石墨烯-二氧化钛纳米管催化剂合成与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料和研究方法 |
| 3.2.1 试验材料与化学试剂 |
| 3.2.2 水热法制备石墨烯 -二氧化钛纳米管 |
| 3.2.3 石墨烯-二氧化钛纳米管的表征方法 |
| 3.3 水热反应条件对催化剂制备影响 |
| 3.4 石墨烯 -二氧化钛纳米管电镜分析 |
| 3.5 石墨烯 -二氧化钛纳米管XRD分析 |
| 3.6 石墨烯 -二氧化钛纳米管XPS分析 |
| 3.6.1 表面Ti性状解析 |
| 3.6.2 表面O性状解析 |
| 3.6.3 表面C性状解析 |
| 3.7 石墨烯 -二氧化钛纳米管比表面积和孔容孔径分析 |
| 3.8 石墨烯 -二氧化钛纳米管光吸收性能分析 |
| 3.9 石墨烯 -二氧化钛纳米管光催化剂FT-IR分析 |
| 3.10 小结 |
| 第4章 石墨烯-二氧化钛纳米管对淋洗液中典型氯代芳香族有机物的光催化降解研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料和研究方法 |
| 4.2.1 试验材料与化学试剂 |
| 4.2.2 淋洗液中氯代芳香族有机物光降解实验 |
| 4.2.3 表面活性剂、五氯酚和八氯萘分析方法 |
| 4.2.4 多氯联苯和中间产物分析方法 |
| 4.3 紫外光下石墨烯 -二氧化钛纳米管对淋洗液中五氯酚的光催化降解研究 |
| 4.3.1 淋洗液中五氯酚光催化降解过程 |
| 4.3.2 入射光强对石墨烯 -二氧化钛纳米管光活性影响 |
| 4.4 太阳光下石墨烯 -二氧化钛纳米管对淋洗液中五氯酚的光催化降解研究 |
| 4.4.1 太阳光下淋洗液与五氯酚光催化降解过程 |
| 4.4.2 模拟太阳光下五氯酚光催化降解过程 |
| 4.4.3 G-TNT对五氯酚钠光催化降解过程TOC变化分析 |
| 4.5 G-TNT对淋洗液中多氯联苯的光催化降解研究 |
| 4.6 G-TNT对淋洗液中八氯萘的光催化降解研究 |
| 4.7 G-TNT对淋洗液中氯代芳香族有机物光催化降解机制解析 |
| 4.8 小结 |
| 第5章 G-TNT光催化复合板制备及其工艺设计 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料和研究方法 |
| 5.2.1 试验材料与化学试剂 |
| 5.2.2 G-TNT复合板制备 |
| 5.2.3 G-TNT复合板微观结构研究 |
| 5.2.4 淋洗液中五氯酚光催化降解实验 |
| 5.3 G-TNT复合板表面特征分析 |
| 5.4 G-TNT复合板对淋洗液中五氯酚的光催化降解研究 |
| 5.4.1 太阳光下淋洗液中五氯酚光催化降解实验 |
| 5.4.2 模拟太阳光下淋洗液中五氯酚光催化降解实验 |
| 5.4.3 G-TNT复合板重复利用实验 |
| 5.5 淋洗结合光催化修复污染土壤工艺设计 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）五氯酚污染土壤的修复技术进展（论文提纲范文）
| 1 五氯酚性质及其在环境中的归趋 |
| 1.1 性质及生产使用情况 |
| 1.2 国内外标准 |
| 1.3 在土壤环境中的迁移转化 |
| 2 五氯酚的修复方法 |
| 2.1 生物修复 |
| 2.2 物理修复 |
| 2.3 化学修复 |
（6）14C-五氯酚在蚯蚓Metaphire guillelmi体内的蓄积和消除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 五氯酚在环境中的归趋及其修复方法 |
| 1.1.1 五氯酚的物理化学性质 |
| 1.1.2 五氯酚的生产和使用情况 |
| 1.1.3 五氯酚的污染情况和标准 |
| 1.1.4 五氯酚在环境中的转化和危害 |
| 1.1.5 五氯酚的修复方法 |
| 1.2 蚯蚓的种类及其在环境领域中的应用 |
| 1.2.1 蚯蚓的种类 |
| 1.2.2 蚯蚓的分类和分布 |
| 1.2.3 蚯蚓的生态功能 |
| 1.2.4 蚯蚓在环境领域中的应用 |
| 1.3 本文研究内容及方法 |
| 1.3.1 研究内容和目的 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 参考文献 |
| 第二章 土壤中五氯酚在蚯蚓体内的蓄积过程 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验药品和试剂 |
| 2.2.2 实验材料和仪器设备 |
| 2.2.3 实验设计与方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 蓄积作用 |
| 2.3.2 土壤中放射性含量 |
| 2.3.3 对照组土壤中放射性含量 |
| 参考文献 |
| 第三章 土壤中五氯酚在蚯蚓体内的消除过程 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 消除作用 |
| 3.3.2 矿化 |
| 第四章 结论和研究展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 研究展望 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）零价铁强化厌氧微生物降解2,4,6-三氯酚及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氯酚类化合物的来源、危害及其污染概况 |
| 1.1.1 氯酚类化合物的来源及其危害 |
| 1.1.2 氯酚类化合物的污染概况 |
| 1.2 氯酚类化合物厌氧生物降解的研究进展 |
| 1.2.1 氯酚类化合物厌氧生物降解的影响因素 |
| 1.2.2 氯酚类化合物厌氧生物降解的机理研究 |
| 1.3 零价铁还原处理氯代有机物的研究进展 |
| 1.4 零价铁与厌氧微生物联合处理技术的研究进展 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 微生物的培养和驯化 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 污泥驯化过程2,4,6-TCP 的降解特性 |
| 2.2.2 污泥驯化过程体系pH 值的变化 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 零价铁/厌氧微生物联合体系降解2,4,6-三氯酚的影响因素 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同体系对2,4,6-TCP 降解效果比较 |
| 3.2.2 污泥接种量对2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 3.2.3 零价铁投加量对2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 3.2.4 初始pH 值对2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 3.2.5 葡萄糖量对2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 不同环境条件下零价铁 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 硝酸盐还原条件下2,4,6-TCP 的降解 |
| 4.2.1.1 硝酸盐还原条件下零价铁/厌氧微生物降解2,4,6-TCP |
| 4.2.1.2 硝酸盐还原条件下不同碳源对2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 4.2.2 硫酸盐还原条件下2,4,6-TCP 的降解 |
| 4.2.3 混合电子受体条件下2,4,6-TCP 的降解 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 零价铁强化厌氧微生物降解2,4,6-三氯酚及机理研究 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 初始pH 值的影响及零价铁的强化作用 |
| 5.2.1.1 初始pH 值对不同体系2,4,6-TCP 降解的影响 |
| 5.2.1.2 初始pH 值对不同体系pH 变化的影响 |
| 5.2.1.3 初始pH 值对联合体系Fe~(2+)及Fe~(3+)生成的影响 |
| 5.2.1.4 初始pH 值对不同体系有机物去除的影响 |
| 5.2.1.5 初始pH 值对不同体系电子传递体系活性的影响 |
| 5.2.1.6 零价铁强化2,4,6-TCP 厌氧生物降解的过程研究 |
| 5.2.2 联合体系降解2,4,6-TCP 的过程研究 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间公开发表的论文 |
（8）异相Fenton试剂光协同催化氧化氯酚钠的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氯代苯酚污染概述 |
| 1.1.1 氯酚——环境优先污染物和持久性有机污染物 |
| 1.1.2 氯酚的类型及性质 |
| 1.1.3 含氯酚废水的来源及其危害 |
| 1.2 相关研究综述 |
| 1.2.1 氯酚类化合物及其钠盐的降解研究进展 |
| 1.2.2 异相Fenton法降解有机污染物研究进展 |
| 1.3 课题的提出 |
| 1.4 研究方案 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究路线 |
| 第二章 分析方法的建立 |
| 2.1 铁(Ⅱ/Ⅲ)分析方法的建立 |
| 2.1.1 仪器和试剂 |
| 2.1.2 测量波长的选择 |
| 2.1.3 标准曲线的制作 |
| 2.1.4 铁的分析 |
| 2.2 氯酚钠分析方法的建立 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 氯酚钠吸收曲线的测定 |
| 2.2.3 分析波长的选择 |
| 2.2.4 氯酚钠标准曲线的绘制 |
| 2.2.5 氯酚钠的分析 |
| 第三章 异相Fenton催化剂的制备及性能测定 |
| 3.1 试验部分 |
| 3.1.1 试验用仪器和试剂 |
| 3.1.2 储备液的配制 |
| 3.1.3 催化剂载体预处理 |
| 3.1.4 载铁催化剂的制备 |
| 3.1.5 异相Fenton试剂光协同催化氧化反应装置 |
| 3.1.6 光催化剂对氯酚钠溶液的吸附试验 |
| 3.1.7 不同载体的催化剂异相Fenton光催化氧化降解氯酚钠 |
| 3.1.8 催化剂循环使用 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 载铁催化剂表观图 |
| 3.2.2 不同载体的催化剂对氯酚钠溶液的吸附试验 |
| 3.2.3 不同载体的催化剂异相Fenton法降解氯酚钠 |
| 3.2.4 催化剂的循环使用效果 |
| 3.3 本章结论 |
| 第四章 Y分子筛固载Fe(Ⅱ)异相Fenton试剂光协同催化氧化降解氯酚钠 |
| 4.1 试验部分 |
| 4.1.1 试验用仪器和试剂 |
| 4.1.2 储备液的配置 |
| 4.1.3 催化剂的制备 |
| 4.1.4 异相Fenton试剂光协同催化氧化反应装置 |
| 4.1.5 异相Fenton试剂光协同催化氧化降解氯酚钠 |
| 4.1.6 不同反应体系降解氯酚钠的对比试验 |
| 4.1.7 共存离子对氯酚钠降解率的影响试验 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 异相Fenton试剂光协同催化氧化降解4-氯酚钠 |
| 4.2.2 异相Fenton试剂光协同催化氧化降解2,4-氯酚钠 |
| 4.2.3 异相Fenton试剂光协同催化氧化降解五氯酚钠 |
| 4.2.4 异相Fenton试剂光协同催化氧化降解混合氯酚钠 |
| 4.2.5 不同反应体系降解氯酚钠的对比试验 |
| 4.2.6 共存离子对氯酚钠降解率的影响 |
| 4.3 本章结论 |
| 第五章 含氯酚钠废水处理工艺初步设计 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（9）五氯酚的污染现状及其转化研究进展（论文提纲范文）
| 1 五氯酚的一般性质 |
| 2 污染现状 |
| 3 五氯酚的转化研究进展 |
| 3.1 物理方法 |
| 3.2 生物方法 |
| 3.3 化学氧化 |
| 3.4 化学还原 |
| 3.5 综合方法 |
| 4 小结 |
（10）白腐真菌细胞色素P450转化难降解有机物的功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.1.1 难降解有机污染物 |
| 1.1.2 细胞色素P450 及其与难降解有机污染物的关系 |
| 1.1.3 白腐真菌及其对难降解有机物的降解作用 |
| 1.2 白腐真菌P450 的研究现状 |
| 1.2.1 白腐真菌P450 基因的分析 |
| 1.2.2 白腐真菌P450 的降解功能 |
| 1.2.3 白腐真菌P450 的酶学性质 |
| 1.2.4 白腐真菌P450 的调控规律 |
| 1.2.5 白腐真菌P450 与其他降解酶系的关系 |
| 1.2.6 小结 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究方案 |
| 1.4.1 研究对象 |
| 1.4.2 研究内容与主要方法 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 论文结构安排 |
| 第2章 黄孢原毛平革菌P450 的分离和检测 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与仪器 |
| 2.2.2 真菌培养与P450 诱导 |
| 2.2.3 真菌胞内酶液的分离 |
| 2.2.4 兔肝胞内酶液的分离 |
| 2.2.5 CO 结合差光谱检测P450 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黄孢原毛平革菌 P450 分离方法研究 |
| 2.3.1.1 黄孢原毛平革菌P450 分离提纯程度的选择 |
| 2.3.1.2 黄孢原毛平革菌细胞破碎方法的选择 |
| 2.3.2 黄孢原毛平革菌 P450 检测条件研究 |
| 2.3.2.1 通气条件对黄孢原毛平革菌P450 检测结果的影响 |
| 2.3.2.2 还原条件对黄孢原毛平革菌P450 检测结果的影响 |
| 2.3.2.3 操作流程对黄孢原毛平革菌P450 检测结果的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 难降解有机物对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与材料 |
| 3.2.2 真菌培养与P450 诱导试验 |
| 3.2.3 微粒体酶液的分离 |
| 3.2.4 P450 含量检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 难降解有机物对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.1.1 P450 典型诱导剂对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.1.2 苯甲酸类物质对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.1.3 甲苯和氯苯类物质对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.1.4 氯酚类物质对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.1.5 多环芳烃类物质对黄孢原毛平革菌P450 的诱导 |
| 3.3.2 黄孢原毛平革菌 P450 诱导量的影响因素 |
| 3.3.2.1 诱导剂浓度和诱导时间对P450 诱导量的影响 |
| 3.3.2.2 营养条件对P450 诱导量的影响 |
| 3.3.2.3 培养方式对P450 诱导量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 黄孢原毛平革菌对苯甲酸的降解及P450 的作用 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与材料 |
| 4.2.2 真菌反应体系 |
| 4.2.3 胞内外酶液的分离 |
| 4.2.4 酶的定量分析 |
| 4.2.5 苯甲酸的检测 |
| 4.2.6 胞外酶反应体系 |
| 4.2.7 微粒体反应体系 |
| 4.2.8 P450 底物结合差光谱 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 黄孢原毛平革菌 P450 降解苯甲酸的功能 |
| 4.3.2 营养丰富条件下苯甲酸的降解及P450 的作用 |
| 4.3.2.1 黄孢原毛平革菌对苯甲酸的降解效率 |
| 4.3.2.2 P450 在苯甲酸降解过程的作用 |
| 4.3.3 营养限制条件下苯甲酸的降解及P450 的作用 |
| 4.3.3.1 黄孢原毛平革菌对苯甲酸的降解效率 |
| 4.3.3.2 胞外木质素降解酶在苯甲酸降解过程的作用 |
| 4.3.3.3 P450 在苯甲酸降解过程的作用 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 黄孢原毛平革菌对氯酚类物质的降解及P450 的作用 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 仪器与材料 |
| 5.2.2 真菌反应体系 |
| 5.2.3 化学分析的前处理 |
| 5.2.4 五氯酚降解产物及氯酚类物质的检测 |
| 5.2.5 胞内外酶液的分离与酶的定量分析 |
| 5.2.6 胞外酶反应体系 |
| 5.2.7 菌丝体反应体系 |
| 5.2.8 微粒体反应体系 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 五氯酚降解量分析方法的优化 |
| 5.3.1.1 样品前处理方法的优化 |
| 5.3.1.2 五氯酚检测条件的优化 |
| 5.3.2 黄孢原毛平革菌 P450 降解五氯酚的功能 |
| 5.3.3 营养丰富条件下五氯酚的降解及P450 的作用 |
| 5.3.3.1 黄孢原毛平革菌降解五氯酚的效率及产物 |
| 5.3.3.2 P450 在五氯酚降解过程的作用 |
| 5.3.4 营养限制条件下五氯酚的降解及P450 的作用 |
| 5.3.4.1 黄孢原毛平革菌降解五氯酚的效率及产物 |
| 5.3.4.2 胞外木质素降解酶对五氯酚的降解作用 |
| 5.3.4.3 菌丝体降解五氯酚的效率与产物 |
| 5.3.4.4 P450 在五氯酚降解过程的作用 |
| 5.3.5 黄孢原毛平革菌对二氯酚、三氯酚的降解与P450 的关系 |
| 5.3.5.1 营养丰富条件下氯酚类物质的降解与P450 的关系 |
| 5.3.5.2 营养限制条件下氯酚类物质的降解与P450 的关系 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 黄孢原毛平革菌对多环芳烃的降解及P450 的作用 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 仪器与材料 |
| 6.2.2 真菌反应体系 |
| 6.2.3 化学分析的前处理 |
| 6.2.4 菲降解产物及多环芳烃类物质的检测 |
| 6.2.5 胞内外酶液的分离与酶的定量分析 |
| 6.2.6 胞外酶反应体系 |
| 6.2.7 微粒体反应体系 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 黄孢原毛平革菌 P450 降解菲的功能 |
| 6.3.2 营养丰富条件下菲的降解及P450 的作用 |
| 6.3.2.1 黄孢原毛平革菌降解菲的效率与产物 |
| 6.3.2.2 P450 在菲降解过程的作用 |
| 6.3.3 营养限制条件下菲的降解及P450 的作用 |
| 6.3.3.1 黄孢原毛平革菌降解菲的效率和产物 |
| 6.3.3.2 胞外木质素降解酶对菲的降解作用 |
| 6.3.3.3 P450 在菲降解过程的作用 |
| 6.3.4 黄孢原毛平革菌中菲的降解机制 |
| 6.3.5 黄孢原毛平革菌对萘、蒽、芘的降解与P450 的关系 |
| 6.3.5.1 营养丰富条件下多环芳烃的降解与P450 的关系 |
| 6.3.5.2 营养限制条件下多环芳烃的降解与P450 的关系 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 附录A 苯甲酸、五氯酚、菲等物质的毒性危害 |
| 附录B 各类污染物的来源、使用情况以及对环境的污染 |
| 附录C 环境法规中多环芳烃和氯酚类物质的浓度限值 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、五氯酚降解研究进展（论文参考文献）
- [1]钼酸铋的碱处理改性及可见光催化降解五氯酚性能研究[D]. 江开. 华中农业大学, 2020(02)
- [2]强力霉素和五氯酚复合污染土壤中微生物降解机制研究[D]. 金棼华. 华南农业大学, 2018(08)
- [3]MnO2的制备及其活化过硫酸氢盐的效能研究[D]. 江楠. 哈尔滨工业大学, 2016(02)
- [4]石墨烯—二氧化钛纳米管对淋洗液五氯酚光催化降解研究[D]. 周泽宇. 清华大学, 2015(07)
- [5]五氯酚污染土壤的修复技术进展[J]. 杨雪,陈素兰,穆素. 安徽农业科学, 2013(26)
- [6]14C-五氯酚在蚯蚓Metaphire guillelmi体内的蓄积和消除研究[D]. 杨雪. 南京大学, 2011(10)
- [7]零价铁强化厌氧微生物降解2,4,6-三氯酚及机理研究[D]. 高宝钗. 湘潭大学, 2010(06)
- [8]异相Fenton试剂光协同催化氧化氯酚钠的研究[D]. 温志忠. 长安大学, 2010(03)
- [9]五氯酚的污染现状及其转化研究进展[J]. 王旭刚,孙丽蓉. 环境科学与技术, 2009(08)
- [10]白腐真菌细胞色素P450转化难降解有机物的功能研究[D]. 宁大亮. 清华大学, 2009(05)