一、Reaction mechanism of 3-chlorophenol with OH,H in aqueous solution（论文文献综述）
桑瑞世[1]（2021）在《3-氯丙烯合成烯丙基醚催化剂的制备及性能研究》文中进行了进一步梳理烯丙基取代反应是最通用的反应之一。烯丙基叔丁基醚可作为保护剂、交联剂及自由基固化材料,应用于航空航天、医药中间体、精细化工、催化材料等多个领域。当下合成烯丙基叔丁基醚的方法通常为均相的金属有机配合物作为反应的催化剂,分离困难,工艺复杂,造成催化剂分离回收困难,并且易对环境造成污染。因此,为了解决以上问题,研究开发一种针对该反应的非均相氧化催化剂显得十分必要。本论文从最初的均相探索反应出发,探究反应机理,尝试以钯铜为催化活性位点,设计高效催化合成烯丙基叔丁基醚反应的非均相催化剂。并对其构效关系以及催化性能进行一系列的考察。达到了阶段性成果,为之后设计针对该系列反应高稳定性、高活性的氧化催化剂的设计与开发奠定了基础。一、PdCl2-CuCl2体系均相催化3-氯丙烯合成烯丙基叔丁基醚过渡金属作为常用的、具有催化性能的活性元素,常被催化领域研究重视。本文初步尝试将PdCl2与CuCl2以一定量混合加入到3-氯丙烯与叔丁醇的反应原料中,来催化合成烯丙基叔丁基醚。实验结果发现PdCl2与CuCl2溶于有机反应液之后,确实存在良好的催化效果,并一步转化生成烯丙基叔丁基醚。实验确定了金属钯与铜对烯丙基醚化反应的催化作用,经过对各个反应参数的考察,得到最佳结果为:反应温度60℃、反应时间8 h、烯/醇摩尔比为1:2,Cu/Pd摩尔比为50,反应回流条件下,3-氯丙烯其转化率为50.3%,烯丙基叔丁基醚的选择性为75.6%。二、Pd/CuxZry体系非均相催化3-氯丙烯合成烯丙基叔丁基醚经过共沉淀法先得到了铜锆双金属氧化物载体,之后再负载PdO,成功制备了纳米片状催化剂Pd/CuxZry（x,y为铜锆原子比）。调节铜锆比、钯负载量,以及前驱体的煅烧温度,得到最具催化性能的催化剂1.5wt%Pd/Cu7Zr3。经过表征分析,该催化剂具备良好的孔隙结构、晶体结构、铜钯分散性。将催化剂Pd/Cu7Zr3加入到烯丙基醚化反应中,进一步探索最优的反应条件。并且还针对不同的载体进行了考察,分别制备了催化剂Pd/Cu7Al3、Pd/Cu7Si3。经研究发现,ZrO2作为载体的催化剂催化性能最好,可能源于氧化锆含有丰富的氧空位。初步探究其催化作用机理,结果发现:反应过程中,钯的脱氯氢化能力与铜的羟基脱氢能力存在协同效应。实验还对催化Pd/Cu7Zr3的再生性能进行了测试,经三次循环使用后,催化性能下降明显,超过50%。催化剂的稳定性有待进一步提高。三、采用SBA-15硬模板剂法改造催化剂Pd/Cu7Zr3促进醚化反应为了使催化剂取得更好的再生性能,对催化剂Pd/Cu7Zr3载体的前驱体进行了结构上的改造,采用SBA-15硬模板法,成功制备了具有有序纳米棒状结构的Cu7Zr3载体M。在纳米棒状结构的Cu7Zr3载体M上负载PdO,得到催化剂Pd/Cu7Zr3-M。该催化剂拥有更好的CuO晶体形貌,ZrO2更加分散。并探究了其最佳工艺条件,在此基础上,3-氯丙烯的转化率约为50%,烯丙基叔丁基醚的选择性约为60%。更重要的是,催化剂的再生功能得到了提升,经历三个循环再生反应,催化性能下降率小于30%。本论文深入探究烯丙基醚化反应非均相催化新方向,以铜锆双金属氧化物为载体,负载催化活性组分PdO,制备了非均相催化剂1.5wt%Pd/Cu7Zr3,系统性针对催化剂的各项参数进行了研究,得到3-氯丙烯的转化率最好为53.2%,烯丙基叔丁基醚的选择性为60.5%,烯丙基叔丁基醚的收率为32.2%。探讨催化作用机理,并通过硬模板法再造催化剂的形貌及表面元素分布,进一步的提高了催化剂重复使用性能。为之后烯丙基醚化反应非均相催化剂的开发与研究尝试提供了支持。
孟启宇[2]（2021）在《硼亲和技术用于生物基1,2,4-丁三醇的分离研究》文中提出1,2,4-丁三醇（1,2,4-butanetriol,BT）是一种具有高附加值的重要大宗化学品,被广泛应用在医药、材料、日化、能源等领域。相较于传统的化学合成法生产BT,生物发酵法具备反应条件温和、成本低廉、绿色环保等优势。但缺少高效、绿色、经济的分离纯化工艺研究,成为限制BT工业化大规模生产的主要因素。硼亲和分离是一种高效的分离生物基化学品的技术,基于硼亲和作用分离发酵液中亲水性BT的工艺尚未见报道。本学位论文以分离纯化发酵液中低浓度的BT为出发点,建立了硼亲和分离体系,研究了硼亲和作用机理,开发了基于硼亲和作用的反应萃取和硼亲和固相萃取两种分离工艺,优化了工艺参数,分析了两种分离工艺的可行性。首先,采用荧光光谱法和量子化学计算研究了硼亲和作用机理。通过结合常数、热力学函数及分子内弱相互作用的结果分析得出:（1）相对于丁二醇,离子化苯硼酸（Phenylboronic acid,PBA）更易与BT结合,且硼亲和作用为放热反应,常温下可以自发进行;（2）碱性条件下硼酸基团优先识别邻位二羟基;酸性条件下硼酸基团优先识别间二羟基;（3）离子化PBA与BT在碱性条件下结合常数更大,从中性条件下的4.4 M-1至碱性条件下的7.2 M-1。以PBA与BT的反应机理为基础,构建新型适用于模拟溶液中BT分离的反应萃取体系,研究了稀释剂、萃取剂、协萃剂、BT浓度、溶液pH及共存杂质等因素对反应萃取的影响。其中萃取剂、协萃剂对反应萃取率影响显着。确定了以二氯甲烷为稀释剂,4-联苯硼酸（4-Biphenylboronic acid,4-BiPBA）为萃取剂,Aliquat（?）336（A336）为协萃剂的反应萃取体系。优化工艺参数后,对浓度为30 g/L的BT模拟体系反应萃取率可达87.4%。其次,将优化后的工艺参数应用于实际发酵液体系,为降低发酵液中可溶性杂质对反应萃取的影响,研究了预处理方式对蛋白脱除和脱色的影响。以活性炭吸附和等电点沉淀法预处理发酵液,蛋白去除率和脱色率分别为90.8%和93.3%。将预处理后的发酵液应用反应萃取法分离BT,萃取率为90.9%。以盐酸（HC1）溶液作为反萃液反萃回收BT。萃取剂、稀释剂经5次回收循环使用后,反应萃取率和反萃后BT浓度稳定在50.0%和85.9 g/L,BT纯度达到93.1%。最后,为避免萃取剂损失,避免使用A336和高浓度HCl,简化分离步骤。将萃取剂通过Friedel-Crafts反应合成了具有高比表面积,富含微孔和中孔的硼亲和超交联固相萃取吸附剂（HCP）,用于固相萃取分离溶液中的BT。研究了 pH,金属阳离子,共存杂质,温度等因素对吸附性能的影响,并利用X射线光电子能谱（XPS）分析了吸附机理。吸附等温线和动力学实验得出吸附过程属于单分子层吸附,符合拟二级动力学模型,拟合计算出最大吸附容量为148.2mg/g。通过多次循环吸脱附实验,HCP仍可保持较高的吸附量（102.0 mg/g）,说明HCP具有良好的循环使用性能。对比两种基于硼亲和作用的分离工艺,硼亲和固相萃取避免了萃取剂损失,不需要额外加入A336及高浓度HCl,可通过柱穿透吸附、醇解吸及蒸馏浓缩的方式分离回收BT,有望实现以高效的方式分离回收发酵液中的BT。
孙梦颖[3]（2021）在《镁掺杂金属基材料活化过硫酸盐技术在降解苯酚污染物中的应用》文中研究说明本课题研究了镁掺杂金属基材料活化过硫酸盐的催化体系降解苯酚污染物的性能。以Mg-CuO-Fe2O3/PS和Mg-Ni（OH）2/PS两个体系为研究对象,利用XRD、SEM、ESR、XPS等手段对催化材料的物理结构和化学组成进行表征,探究了催化体系对苯酚的降解性能及催化材料的重复使用性能。（1）Mg-CuO-Fe2O3/PS体系降解苯酚水溶液的研究本实验通过水热合成法制备出Mg-CuO-Fe2O3,将Mg-CuO-Fe2O3/PS体系应用于苯酚污染物的降解,并通过粉末X射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜和拉曼光谱（Raman）进行表征。Mg掺杂提高了CuO-Fe2O3/PS体系催化降解苯酚的性能,在45min内,纯CuO-Fe2O3/PS体系对浓度为33mg/L的苯酚溶液降解效率为75.80%,而3.2%Mg-CuO-Fe2O3/PS体系对同样浓度的苯酚的去除效率能够达到84.36%。通过电子自旋共振谱仪（ESR）分析表明,Mg掺杂能够使得催化材料产生更多的缺陷（氧空位）,从而,降解过程中催化体系能产生更多的活性物种。实验过程中,我们还探究了催化剂用量、PS用量、溶液pH值和溶解氧的影响,得出了催化剂和氧化剂PS的最佳用量,并发现碱性条件更有利于苯酚的降解。通过原子吸收光谱的分析表明,随着溶液pH值升高,铜离子的浸出量越来越少,这使得CuO-Fe2O3催化剂材料能够保持较高的活性,因此,碱性条件下,催化剂材料的催化性能更高。溶解氧的减少抑制了O2·-的生成,阻碍了反应过程中活性物质的产生,进而不利于苯酚的降解。通过猝灭实验和ESR实验,确定了该体系催化降解过程中发挥作用的活性物质有:1O2,O2·-,·OH和·SO4-,基于实验探究提出了苯酚降解途径。另外,我们还探究了Mg-CuO-Fe2O3/PS体系对硝基苯（NB）、对硝基苯酚（PNP）和对氯苯酚（4-CP）污染物的降解性能,结果表明,该体系更有利于酚类污染物的降解。（2）Mg-Ni（OH）2/PS体系降解苯酚水溶液的研究本实验通过共沉淀法合成了镁掺杂的氢氧化镍（Mg-Ni（OH）2）,并用以活化过硫酸盐（PS）,组成有效的催化体系催化降解苯酚。镁的掺杂提高了Ni（OH）2材料的催化性能,纯Ni（OH）2/PS和Mg-Ni（OH）2/PS两个体系对废水中苯酚的去除率分别是74.82%、89.53%。电子自旋共振谱仪（ESR）分析结果表明,Mg掺杂会产生更多的缺陷（氧空位）,这有助于降解过程中形成更多的活性物种。随着溶液初始pH从3增加到11,苯酚的去除效率也越来越高。本实验还探究了Cl-,NO3-和HCO3-对Mg-Ni（OH）2/PS催化体系降解苯酚过程的影响,结果表明,不同无机阴离子存在的条件下,在20 min内,苯酚的去除率均可达到90%。通过ESR实验,确定了1O2,O2·-,·OH和·SO4-是苯酚降解过程中的活性物质,并提出了降解机理。另外,Mg-Ni（OH）2还具有良好的循环使用性能,在第三次循环使用过程中,该体系对同样浓度的苯酚溶液的去除率仍能够达到89.11%。
薄晓飞[4]（2021）在《氨基甲酸酯类除草剂与酪醇氧化降解过程的理论研究》文中认为氨基甲酸酯类物质及其衍生物作为除草剂广泛使用于农业活动中作物杂草的去除。在施用后会通过挥发沉降、降水和地表径流等途径进入大气和水环境中,威胁生态环境和生物健康。（硫代）氨基甲酸酯类除草剂留存于环境介质中可与其中广泛存在的活性自由基发生氧化反应,从而影响污染物的迁移转化过程。苄草丹（PSC,S-苄基二丙基硫代氨基甲酸酯）是一种主要施用于冬季谷物的硫代氨基甲酸酯类除草剂,是一种OH自由基光氧化条件下的相关气溶胶前体物。灭草灵（Swep,N-（3,4-二氯苯基）氨基甲酸甲酯）是一种传导型氨基甲酸酯类除草剂,可通过呼吸道、消化道和皮肤被人体吸收而引起疾病,其残留也会造成环境污染。OH自由基普遍存在于各类型的环境中,在大气中具有支配性的氧化能力,而在水处理中也具有很重要的作用,故OH自由基对于污染物在环境中的降解归趋具有十分重要的意义。橄榄油废水中最主要的酚类物质之一酪醇（TY.4-羟基苯乙醇）也可以通过OH自由基等进行氧化降解。鉴于它们的危害性,明确其在环境中的氧化降解反应势在必行。在之前的实验研究中,对于苄草丹、灭草灵和酪醇等的研究主要集中在羟基化降解的产物以及部分反应速率常数的计算上,而对于其具体降解过程和其他降解方式所涉甚少。为探究上述污染物在大气和水环境中更完整的降解行为,本论文利用量子化学计算等方法对化合物分子的降解机理、动力学和毒性评价等三个方面开展更为系统的研究。1.苄草丹和灭草灵在气相和水溶液中的羟基化反应应用量子化学计算方法,在 M06-2X/6-311++G（3df,2p）//M06-2X/6-31+G（d,p）水平研究了由HO·引发的PSC反应的降解机理。在本论文中考虑了氢抽提反应和HO·加成反应两种反应类型,且氢抽提反应是主导反应类型。最有利的途径是在与氮原子邻近的烷基基团中抽提氢原子。在不同的条件下考虑了初始反应中间体的后续反应,得到与实验对应的产物。在298 K时,PSC和HO·在大气和水环境中的总速率常数分别为2.62×10-10和4.96×10-11 cm3 molecule-1 s-1。在大气中计算得出HO·引发反应中PSC的大气寿命为0.68小时,在大气存留时间短,不会对大气环境造成持续性影响。在对人体健康和生态系统的影响方面,PSC氧化降解产物致突变性呈阴性（无致突变性）,并且没有明显的生物积累潜力。另外,本论文对PSC及其降解产物的水生生物毒性进行评估,其结果表明:PSC的降解是一个毒性降低的过程,但仍处于有毒有害水平。采用同样方法,在同一计算水平下探究灭草灵的羟基化反应。HO·加成反应是主要的反应类型,得到与实验观测结果一致的降解产物P2（N-（3-氯-4-羟苯基）氨基甲酸甲酯）、P3（N-（3,4-氯-6-羟苯基）氨基甲酸甲酯）和P11（N-（3,4-氯-2-羟苯基）氨基甲酸甲酯）。在298 K下,大气和水溶液中Swep+HO·的速率常数分别为3.37×10-12 和 7.73×10-12 cm3 molecule-1 s-1。灭草灵相对于 HO·的大气寿命为 2.20天,在大气中停留时间较短。采用采用B3LYP-D3方法和混合基组（赝势基组LANL2TZ优化Zn原子,基组6-311G（d,p）优化其余原子）优化吸附前后的分子结构。结果表明氧化锌团簇吸附更有利于初始反应中氢抽提反应的发生。灭草灵到其降解产物的水生生物毒性呈下降趋势,且多数降解产物处于对水生生物无害的水平。2.酪醇在水相中的自由基氧化反应过程采用理论方法研究了废水中TY的光化学降解过程。利用强氧化自由基(HO·和SO4·-研究了 TY的降解机理和动力学性质。加成反应和氢抽提反应分别在HO·和SO4·-引发的反应中起主导作用。在298 K时,TY+HO·和TY+SO4·-体系的速率常数分别为9.15×109和3.14×1010 M-1 s-1。SO4·-引发的TY降解在水溶液中表现出良好的降解性能。本论文同时考虑了利用含时密度泛函理论（TD-DFT）计算激发态下的直接光解反应,以揭示光激发反应机理。与强氧化自由基引发的间接光化学过程相比,直接光解过程由于具有较高的吸热性和能垒,难以自发进行。TY通过HO·反应的半衰期值表明,高浓度的自由基会显着缩短TY在水环境中的暴露时间。对水生生物的生态毒性结果表明:TY降解主要是一个水生毒性降低的过程。TY及其降解产物在生物体内并无累积趋势。
梅琼[5]（2021）在《水体中典型酚类污染物高级氧化降解机制及其毒性预测研究》文中研究表明苯酚类有机污染物（POCs）作为重要的反应原料和中间体,广泛应用于多种工业生产。POCs具有毒性,难以生物降解,会长期留存于环境中,对生物体造成潜在的健康风险。含酚废水的大量排放使得残留的POCs进入到人类的生活环境中,对人体形成危害。为避免水体环境和生物体的健康受到威胁,含酚废水需要被有效处理。含酚废水分布广泛,目前在地表水和淡水等水环境中都检测到了POCs的存在。因此,有关去除POCs的研究引起了越来越多的科研人员的关注和探索。高级氧化技术（AOPs）可以将大部分有机污染物矿化直至完全分解,在有机废水治理中具有良好的应用前景。AOPs主要是利用高活性物质完成对有机化合物的氧化降解,从而实现废水中有机污染物的去除。处理有机废水的AOPs工艺中常见的活性物质是硫酸根自由基（SO4·-）和羟基自由基（HO·）,实验中还发现了一些其它的活性氧物质,如过氧羟基自由基（HO2·-）、超氧自由基（O2·-）、氯氧自由基（ClO·）、溴氧自由基（BrO·）、碳酸根自由基（CO3·-）、硝酸根自由基（NO3·）、磷酸二氢根自由基（H2PO4·-）、磷酸氢根自由基（HPO4·-）和磷酸根自由基（PO42·）,然而依靠这些自由基清除水中POCs的反应需要被进一步研究。目前实验研究中关于酚类污染物的报道主要集中在少数酚类化合物上,而且应用实验方法深入研究水环境中复杂的氧化降解行为具有一定的局限性。因此,本文选取了工业生产中涉及的多种酚类有机污染物作为研究对象,具体指包含同分异构体在内的氨基苯酚（AP）、苯二酚（DP）、甲基苯酚（MP）、氯酚（CP）、氰基苯酚（YP）和硝基苯酚（NP）,以及2,4-二硝基苯酚（DNP）和二硝基重氮酚（DDNP）。通过量子化学计算的方法,在微观层面上揭示此类化合物的氧化降解过程,阐明相应酚类化合物的结构参数、反应机理、动力学性质以及水生生态毒性,得到如下研究结果:（1）水体中SO4·-和HO·引发的酚类污染物的降解反应机理、动力学研究和羟基化加成产物的水生生态毒性评估通过量子化学方法计算SO4·-和HO·引发的19种POCs的初始反应,探索和比较水体中POCs与两种自由基的反应规律,并且基于过渡态理论计算出上述初始氧化反应的速率常数。SO4·-和HO·引发的氧化反应被证实遵循三种反应机制:自由基加成（RAF）、氢原子抽提（HAA）和单电子转移（SET）。研究结果表明POCs上取代基的供电子效应越强,与自由基的反应性越好。SET机制是SC4·-引发氧化反应的主要途径,而RAF机制是HO·引发氧化反应的有利途径。此外,生态毒性评估表明19种POCs急性毒性的顺序为p-DP>o-AP>m-AP（p-AP）>MP>CP>NP>m-DP（o-DP）>苯酚>YP,而慢性毒性的顺序为p-DP>o-AP>m-AP（p-AP）>MP>CP>NP>YP>苯酚>m-DP（o-DP）。大多数羟基化加成产物对水生生物的毒性均高于相应的反应物,因此应进一步研究自由基氧化降解POCs的后续反应。（2）水体中不同含氧自由基氧化降解DNP的反应机理、动力学研究和生态毒性评估采用密度泛函理论系统全面地分析了十一种含氧自由基（HO·、SO4·-、H2PO4·、NO3·、HPO4·-、CO3·-、BrO·、ClC·、HO2·、PO42-·和 O2·-）与 DNP 反应的热力学可行性、最佳反应位点和反应特性。H2PO4·NO3·和HO·三种自由基引发的DNP降解反应相对容易发生。另外还提出了 HO·和DNP降解过程的反应路径,确定了实验中已检测出的对苯二酚、马来酸和富马酸等主要中间产物和最终产物的生成路径。HO·和DNP反应的总速率常数为1.23×108M-1s-1。生态毒性评价表明在降解过程中大多数产物的生态毒性比母体化合物低,但仍有一小部分副产物有毒,需要被持续关注。（3）水体中SO4·-和HO·对DDNP的氧化降解反应的反应机理、动力学研究和降解产物的生态毒性评估在 M06-2X/6-3 1 1++G（3df,2p）//M06-2X/6-31+G（d,p）水平下,详细讨论 了水溶液中SO4·-和HO·对DDNP的氧化降解反应。该反应机理包括SO4·-和HO·分别基于RAF、HAA和SET三种反应机制发生的9条初始反应路径和主要羟基化中间体的后续反应路径。O2、HO·和H2O参与后续反应,得到不饱和醛/酮/醇产物。DDNP和两种自由基的反应均受活化反应过程控制,DDNP和HO·的反应速率常数为4.26 × 106 M-1s-1,DDNP和SO4·-的反应速率常数为1.49 ×105 M-1s-1。大部分降解产物的水生毒性都有所降低,少数产物具有潜在的发育毒性和致突变性,需要关注其在环境中的影响。
夏辉[6]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中研究表明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。
孙泽臣[7]（2021）在《杯[4]芳烃及硫代杯[4]芳烃衍生物构筑的配位聚合物的合成和发光性质研究》文中指出本文以对叔丁基杯[4]芳烃和硫代对叔丁基杯[4]芳烃为母体,通过不同的修饰方法得到了得到了3个配体:H4L1、L2和L4。进一步通过溶剂热的方法制得6例配位聚合物:{[Cd2L1（H2O）4]?Me OH?DMF}n（1）、{[Mn2L1（H2O）3（Me O）]?（CH3）2NH2?3Me OH·H2O}n（2）、{[Zn2L3Cl2]}n（3）、{[Zn2L3（IPA）（H2O）]·2DMF·2Me OH·3H2O}n（4）、{[Zn2（L4）Cl4]}n（5）和{[Zn2（L4）0.5（bpydc）2]}n（6）[H2IPA=间苯二甲酸、H2bpydc=2,2’-联吡啶-4,4’-二甲酸]。值得注意的是,L2在溶剂热反应的过程中发生了部分断键,生成配体H2L3。在6个配位聚合物中,CP1、CP2和CP4是二维平面结构,CP3和CP5是一维链状结构,CP6是三维结构。CP1、CP4和CP6在室温下展现出优异的固体发光特性。我们选用CP1对水溶液中的阴、阳离子进行检测。通过系统的发光检测研究,发现CP1对水溶液中的Fe3+和MnO4–离子有很好的选择性和灵敏性。我们选用CP4对水中的硝基芳烃化合物进行检测,实验结果表明,当水中存在4-硝基苯酚或2,4-二硝基苯酚时,CP4有很明显的响应。最后,我们使用CP6对水中的多金属氧酸盐阴离子进行检测,发现CP6可以有效地检验出水溶液中[P5W30O110]14–和[P2W18O62]6–离子。通过对CP1、CP4和CP6的研究,发现这些发光配合物在发光传感和发光检测方面具有潜在的应用前景。
胡亚东[8]（2021）在《大气液相环境中N（Ⅲ）（H2ONO+、HONO和NO2-）与典型挥发性氯代芳烃光化学反应机制研究》文中认为挥发性氯代芳烃是含氯挥发性有机化合物（Cl-VOCs）之一,可导致人体畸形、癌变、突变并引起一系列环境问题。亚硝酸（HONO）是对流层重要的污染物并广泛分布在大气中,它可以吸收紫外光解离生成HO·自由基,这对大气中大多数水溶性污染物的转化和去除起着重要作用。因而本论文选取邻二氯苯（o-DCB）、2,4,6-三氯苯酚（2,4,6-TCP）和4-氯联苯（4-PCB）作为目标污染物,以HONO作为HO·自由基来源探究了污染物浓度、pH值、HONO浓度、氯离子浓度等因素对光致反应产生的影响,并结合稳态实验和激光闪光光解技术分析了瞬态中间产物性质,并提出了光化学反应机理。主要结论如下:（1）紫外灯辐照实验表明o-DCB的降解速率受o-DCB初始浓度、pH值、和N（Ⅲ）浓度影响较大,而氯离子对其降解影响较小。激光闪光光解实验表明o-DCB和HO·自由基反应生成o-DCB-OH加合物,其二级反应速率为（2.69±0.3）×109 L mol-1 s-1。随后加合物有通过多种途径衰减,其中与N（Ⅲ）和氧气的反应被认为是o-DCB-OH加合物的主要衰变途径。GC-MS分析结果表明稳态中间产物主要是邻氯苯酚,2,3-二氯苯酚,2,3-二氯-1,4-苯醌,2-氯-3-硝基苯酚,2,3-二氯硝基苯和2,3-二氯-4-硝基苯酚。（2）大气液相pH发生变化时不同形态的N（Ⅲ）对2,4,6-TCP降解的贡献。发现与HONO的反应在1.5至3.8的pH范围内占主导地位,当pH<1.5或pH>3.8时,H2ONO+和NO2-分别占主导地位。使用瞬态竞争动力学方法测得HO·自由基与2,4,6-TCP的总二级反应速率为（1.1±0.2）×1010 L mol-1 s-1,HO·自由基与2,4,6-TCP的加成反应速率为（9.27±0.2）×109 L mol-1 s-1,因此认为约82%的羟基自由基进攻2,4,6-TCP的苯环。（3）通过瞬态实验可知由HONO光解产生的HO·自由基会进攻4-PCB的苯环形成4-PCB-OH加合物,其二级反应速率为（9±1）×109 L mol-1 s-1。随后4-PCB-OH加合物会继续与HONO和O2反应,其二级速率常数分别为（5.3±0.1）×106 L mol-1 s-1和（4.9±0.2）×106 L mol-1 s-1。由于氯原子的吸电子效应,会使得其取代的苯环的电子云密度降低,所以多数HO·自由基会加成到没有被氯原子取代的苯环上的概率较大形成4-氯联苯基-4-醇。
王勃[9]（2021）在《钯催化异腈参与多组分反应合成酰亚胺和二酰胺的研究》文中研究指明酰亚胺和二酰胺的衍生物是重要的药物中间体,具有良好的生物活性和潜在的药用价值,广泛存在于天然产物中。因此酰亚胺和二酰胺的合成备受有机工作者的关注。本论文的研究内容是异腈在钯催化剂作用下发生亚胺化,经酰基亚氨酸酯中间体合成一系列芳基/烷基酰亚胺和不对称二酰胺。首先,本文研究了异腈、卤代芳烃、羧酸三组分在钯催化下经酰基亚氨酸酯中间体,“一锅法”合成非环状的酰亚胺。经过一系列反应条件筛选得到最优反应条件,将异腈化合物缓慢的添加到甲苯和水的两相体系中被证实是该合成方法的关键。在最优条件下,对异腈、卤代烃、羧酸三个底物分别进行底物拓展,对其适用性和官能团兼容性进行检验,以良好的产率得到一系列酰亚胺衍生物（39个）。这种异腈参与的钯催化合成酰亚胺的方法具有原料易得、原子经济性、步骤经济性、良好的官能团兼容性和克级合成能力等特点。该方法成功地应用于卡洛芬、洛索洛芬和氟比洛芬等非甾体抗炎药的后期功能化中。此外,在最优条件下选用邻卤代的羧酸与异腈反应,可以成功的将其应用于5环至7环的环状酰亚胺的合成,包括邻苯二甲酰亚胺、二氢异喹啉-1,3-二酮和2H-2-苯并氮杂-1,3-二酮衍生物等八个环状酰亚胺。其次,随着对钯催化异腈参与合成酰亚胺研究,发现当邻位含烯基长链取代的碘代芳烃参与反应时,可以在配体的控制下化学选择性地合成酰亚胺。邻位含烯基长链取代的碘代芳烃在Pd（dba）2为催化剂与大体积单齿膦配体Ad2PnBu的作用下会发生分子内Heck加成。继而异腈插入形成烷基亚胺钯（Ⅱ）中间体,与羧酸结合经酰基亚氨酸酯中间体得到烷基酰亚胺（“环化”产物）。另一方面,在轴手性双齿膦配体BINAP的作用下具有含烯基长链的碘代芳烃并不会发生分子内Heck加成,而是异腈直接插入到芳基Csp2-Pd键中形成芳基钯（Ⅱ）中间体,再与羧酸结合经酰基亚氨酸酯中间体得到芳基酰亚胺（“未环化”产物）。本文对各个底物进行适用性研究,均以良好到优秀的产率分别得到了烷基酰亚胺（“环化”产物）三十多个和芳基酰亚胺（“未环化”产物）四十多个,也由此表现出该方法高度的化学选择性。该方法首次实现了钯催化、配体控制的酰亚胺的化学选择性合成。与此同时,应用密度泛函理论（DFT）,这两种配体在该方法中的高化学选择性的根本原因也可以得到解释。最后,研究了钯催化异腈、2-碘苯胺和羧酸Ugi型多组分反应合成不对称二酰胺。通过对催化剂、配体、异腈的滴加速率、温度等因素进行调控,得到反应的最佳条件为异腈:2-碘苯胺:羧酸的当量比为1:1.5:1.5,2.0mL异腈的甲苯溶液两小时滴加。在最佳反应条件下,分别对异腈、羧酸、邻碘苯胺三个底物适用性逐一进行考察,以良好到优秀的产率得到了四十多种未报道的不对称二酰胺。该方法表现出良好底物适用性和官能团兼容性。该方法提供了一种“一锅法”快速高效合成不对称二酰胺的新途径,具有良好的原子经济和步骤经济性。与此同时,该方法也成功地应用于药物氟比洛芬和洛索洛芬的后期功能化,这也能说明该方法具有很好的适用性。本文在很大程度上丰富了多种类型酰亚胺的合成方法,发展了异腈作为C1合成子通过多组分反应合成酰亚胺和二酰胺衍生物的应用,丰富了酰亚胺和二酰胺衍生物的分子库。
雷敏[10]（2020）在《金属有机骨架固载磷钼酸催化H2O2处理漂白废水AOX的研究》文中进行了进一步梳理传统含氯漂白会产生可吸附有机卤化物（AOX）,其中大部分难以生物降解,易富集,对人和动物有显着的致癌和致畸作用。Fenton法由于能够产生强氧化性的自由基,可用于AOX化合物的去除。然而,铁泥沉积等问题限制了Fenton法的去除效果。因此需要寻求无铁型的催化氧化体系,提高AOX的处理效果。本研究的利用磷钼酸（PMA）/H2O2氧化体系降解AOX。主要的内容如下:（1）以4-氯酚（4-CP）为AOX的模拟物,利用磷钼酸（PMA）/H2O2氧化体系对AOX降解进行了研究。探讨了温度、PMA浓度、H2O2浓度等因素对PMA/H2O2氧化体系降解4-CP的影响;分析了反应过程中AOX含量、氯离子的含量、总有机碳的变化及中间体种类及结构;探究了PMA/H2O2催化氧化体系降解4-CP的机理及其矿化的路径。研究结果表明4-CP的去除效率达到100%;氯离子的释放量约为77.5%,AOX的去除率为82.5%,TOC去除率为44.74%,芳香族化合物和脂肪族化合物是4-CP氧化降解过程中的主要产物;磷钼酸（PMA）/H2O2氧化体系对4-CP的降解经历芳香族的脱氯反应以及由芳香族化合物向脂肪族化合物转化的开环反应,其中脱氯反应是4-CP氧化降解的主要反应。（2）利用锆系MOF（Ui O-66）封装磷钼酸（PMA）制备了负载型催化剂（PMA@Ui O-66）,通过FT-IR、XRD、BET、SEM、TG、XPS等手段,对其结构进行了表征;分析了其对制浆漂白废水的降解,探讨了废水中AOX变化;研究了负载型催化剂的回用及其稳定性。结果表明PMA成功的负载在金属骨架上,且不会影响金属骨架的Ui O-66的晶体结构,负载型催化剂拥有大的比表面积和孔径,有利于污染物进入活性位点;在PMA@Ui O-66/H2O2的作用下,漂白废水中AOX和TOC的去除率可达55.65%和60%;循环四次之后AOX的去除率为51.8%且反应前后PMA@Ui O-66的结构未发生变化。磷钼酸（PMA）/H2O2法可以有效去除水中含氯有机污染物,此研究可以作为AOX废水处理潜在的处理方法之一。
二、Reaction mechanism of 3-chlorophenol with OH,H in aqueous solution（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、Reaction mechanism of 3-chlorophenol with OH,H in aqueous solution（论文提纲范文）
（1）3-氯丙烯合成烯丙基醚催化剂的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 醚化反应的概述 |
| 1.2 烯丙基醚的概述 |
| 1.3 烯丙基醚的制备方法 |
| 1.3.1 Williamson合成法 |
| 1.3.2 过渡金属催化 |
| 1.4 铜锆氧化物催化剂的介绍 |
| 1.4.1 铜锆氧化物催化剂的结构及功能 |
| 1.4.2 铜锆氧化物催化剂的应用领域 |
| 1.5 本课题的研究内容及选题依据 |
| 第2章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.3 催化剂的制备 |
| 2.3.1 铜锆氧化物载体的制备 |
| 2.3.2 钯铜锆复合金属氧化物的制备 |
| 2.3.3 SBA-15的制备 |
| 2.3.4 硬模板剂调控下钯铜锆复合金属氧化物催化剂的制备 |
| 2.3.5 其他材料的制备 |
| 2.4 催化剂的表征 |
| 2.4.1 红外光谱分析(FT-IR) |
| 2.4.2 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.3 扫描电子显微镜分析(SEM) |
| 2.4.4 透射电子显微镜分析(TEM) |
| 2.4.5 高倍透射电子显微镜(HRTEM)和EDS分析 |
| 2.4.6 N_2吸附-脱附表征(N_2-BET) |
| 2.4.7 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.5 催化剂的活性评价 |
| 2.5.1 3-氯丙烯催化醚化反应 |
| 2.5.2 反应产物分析方法 |
| 2.5.3 催化剂性能评价 |
| 第3章 PdCl_2-CuCl_2体系均相催化3-氯丙烯合成烯丙基叔丁基醚 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 在催化体系中不同底物对烯丙基醚化反应的效果 |
| 3.3 PdCl_2-CuCl_2催化体系的性能评价 |
| 3.3.1 烯醇比对催化反应性能的影响 |
| 3.3.2 Cu/Pd 比对催化反应性能的影响 |
| 3.3.3 催化剂的加入量对催化反应性能的影响 |
| 3.3.4 反应温度对催化反应性能的影响 |
| 3.3.5 反应时间对催化反应性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Pd/Cu_xZr_y体系非均相催化3-氯丙烯合成烯丙基叔丁基醚 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Pd/Cu_xZr_y催化剂的表征分析 |
| 4.2.1 XRD表征分析 |
| 4.2.2 SEM、TEM和EDS表征分析 |
| 4.2.3 N_2吸附-脱附表征分析 |
| 4.2.4 XPS表征分析 |
| 4.3 Pd/Cu_xZr_y催化剂的催化性能评价 |
| 4.3.1 不同Cu/Zr原子比对催化性能的影响 |
| 4.3.2 不同负载量对催化性能的影响 |
| 4.3.3 不同反应温度对催化性能的影响 |
| 4.3.4 3-氯丙烯与叔丁醇摩尔比对催化性能的影响 |
| 4.3.5 载体不同煅烧温度对催化性能的影响 |
| 4.3.6 反应底物的拓展实验 |
| 4.4 不同载体对催化氧化烯丙基醚化反应的性能研究 |
| 4.5 催化剂再生性能的考察 |
| 4.6 Pd/Cu_xZr_y催化剂的催化机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 采用SBA-15硬模板剂法促进醚化反应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 催化剂的表征 |
| 5.2.1 催化剂的N_2吸附-脱附表征分析 |
| 5.2.2 催化剂的XRD表征分析 |
| 5.2.3 催化剂的FT-IR表征分析 |
| 5.2.4 催化剂的TEM表征分析 |
| 5.3 催化剂的性能评价 |
| 5.3.1 不同煅烧温度对催化性能的影响 |
| 5.3.2 不同负载量对催化性能的影响 |
| 5.3.3 不同反应温度对催化性能的影响 |
| 5.3.4 搅拌转速对催化反应性能的影响 |
| 5.4 催化剂再生性能的考察 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）硼亲和技术用于生物基1,2,4-丁三醇的分离研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 生物基化学品 |
| 1.2 1,2,4-丁三醇概述 |
| 1.2.1 1,2,4-丁三醇的物理化学性质 |
| 1.2.2 1,2,4-丁三醇的应用 |
| 1.2.3 化学法1,2,4-丁三醇合成 |
| 1.2.4 生物发酵法生产1,2,4-丁三醇 |
| 1.3 生物基多元醇分离纯化工艺研究进展 |
| 1.3.1 发酵液预处理 |
| 1.3.2 生物基多元醇的分离纯化 |
| 1.4 硼亲和技术 |
| 1.4.1 硼亲和技术概述 |
| 1.4.2 硼亲和技术原理 |
| 1.5 硼亲和技术的应用 |
| 1.5.1 硼亲和技术在传感领域中的应用 |
| 1.5.2 硼亲和技术在萃取分离中的应用 |
| 1.5.3 硼亲和技术在固相萃取及吸附材料领域中的应用 |
| 1.6 发酵液中1,2,4-丁三醇的分离难点 |
| 1.7 本论文研究思路和研究内容 |
| 1.7.1 本论文研究思路 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第2章 苯硼酸与多元醇作用机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及原料 |
| 2.2.2 测试仪器和计算软件 |
| 2.2.3 实验方法和量子化学计算方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 苯硼酸与多元醇结合常数测定 |
| 2.3.2 苯硼酸及其衍生物与1,2,4-丁三醇结合常数 |
| 2.3.3 硼亲和作用热力学研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 基于硼亲和作用的1,2,4-丁三醇反应萃取工艺研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及原料 |
| 3.2.2 实验仪器及设备 |
| 3.2.3 反应萃取及反萃实验方法 |
| 3.2.4 检测方法和计算方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 反应萃取机理 |
| 3.3.2 反应萃取体系构建 |
| 3.3.3 反应萃取工艺参数优化 |
| 3.3.4 萃取剂回收 |
| 3.3.5 1,2,4-丁三醇反萃与回收 |
| 3.3.6 1,2,4-丁三醇浓度影响 |
| 3.3.7 共存物对反应萃取的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于硼亲和作用反应萃取发酵液中1,2,4-丁三醇的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及原料 |
| 4.2.2 实验仪器及设备 |
| 4.2.3 发酵液预处理 |
| 4.2.4 发酵液反应萃取分离1,2,4-丁三醇 |
| 4.2.5 检测方法和计算方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 反应萃取法应用于发酵液体系 |
| 4.3.2 吸附法处理发酵液 |
| 4.3.3 等电点法处理发酵液 |
| 4.3.4 吸附协同等电点法处理发酵液 |
| 4.3.5 发酵液中1,2,4-丁三醇反萃 |
| 4.3.6 1,2,4-丁三醇分离纯化工艺流程 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 硼亲和固相萃取吸附剂的制备及用于1,2,4-丁三醇分离研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂及原料 |
| 5.2.2 合成方法 |
| 5.2.3 实验仪器及方法 |
| 5.2.4 吸附实验 |
| 5.2.5 等温吸附实验 |
| 5.2.6 吸附动力学实验 |
| 5.2.7 吸附-解吸循环实验 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 硼亲和固相萃取吸附剂的表征 |
| 5.3.2 固相萃取吸附剂的吸附性能 |
| 5.3.3 吸附等温线 |
| 5.3.4 吸附动力学 |
| 5.3.5 温度对吸附性能的影响 |
| 5.3.6 共存物对吸附性能的影响 |
| 5.3.7 循环性能 |
| 5.3.8 吸附机理探究 |
| 5.3.9 固相萃取与反应萃取在1,2,4-丁三醇分离上的对比 |
| 5.4 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 |
| 致谢 |
| 作者筒历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）镁掺杂金属基材料活化过硫酸盐技术在降解苯酚污染物中的应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 苯酚废水的危害及处理现状 |
| 1.1.1 酚类废水的危害 |
| 1.1.2 苯酚废水的处理技术研究现状 |
| 1.2 高级氧化技术在处理含有有机污染物废水中的应用 |
| 1.2.1 高级氧化技术的概述 |
| 1.2.2 传统的高级氧化技术 |
| 1.2.3 基于过硫酸盐的高级氧化技术 |
| 1.2.3.1 碱活化 |
| 1.2.3.2 超声波和载流电子的活化 |
| 1.2.3.3 碳质材料活化 |
| 1.2.3.4 金属离子和金属氧化物活化 |
| 1.3 金属掺杂材料的特性及应用 |
| 1.3.1 金属掺杂材料的特性 |
| 1.3.2 金属掺杂材料的应用 |
| 1.3.2.1 金属掺杂材料应用于电化学催化 |
| 1.3.2.2 金属掺杂材料应用于光催化 |
| 1.3.2.3 金属掺杂材料应用于活化过硫酸盐 |
| 1.4 选题背景及意义 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 2 Mg-CuO-Fe_2O_3/PS体系处理苯酚水溶液的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 Mg-CuO-Fe_3O_4材料的制备 |
| 2.2.3 降解苯酚污染物的研究 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纯CuO-Fe_2O_3和3.2%Mg-CuO-Fe_2O_3表征的结果 |
| 2.3.2 Mg-CuO-Fe_2O_3/PS体系处理苯酚的结果 |
| 2.3.3 Mg-CuO-Fe_2O_3和PS投加量对Mg-CuO-Fe_2O_3/PS体系处理苯酚的影响 |
| 2.3.4 初始溶液pH对Mg-CuO-Fe_2O_3/PS体系处理苯酚的影响 |
| 2.3.5 溶解氧对Mg-CuO-Fe_2O_3/PS体系处理苯酚的影响 |
| 2.3.6 材料可分离回收性能的探究 |
| 2.3.7 反应机理探究 |
| 2.3.8 催化体系应用于降解其它有机污染物的探究 |
| 2.4 结论 |
| 3 Mg-Ni(OH)_2/PS体系处理苯酚水溶液的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 Mg-Ni(OH)_2/PS材料的制备 |
| 3.2.3 降解苯酚污染物的研究 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纯Ni(OH)_2和Mg-3 Ni(OH)_2表征的结果 |
| 3.3.2 Mg-Ni(OH)_2/PS体系处理苯酚的结果 |
| 3.3.3 初始溶液pH对Mg-Ni(OH)_2/PS体系处理苯酚的影响 |
| 3.3.4 阴离子对Mg-Ni(OH)_2/PS体系处理苯酚的影响 |
| 3.3.5 反应机理探究 |
| 3.3.6 稳定性和循环使用能力测试 |
| 3.4 总结 |
| 4 总结与展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）氨基甲酸酯类除草剂与酪醇氧化降解过程的理论研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与现状 |
| 1.1.1 (硫代)氨基甲酸酯类除草剂的研究背景与现状 |
| 1.1.2 橄榄油厂废水中酪醇的研究背景与现状 |
| 1.2 计算基本理论与方法 |
| 1.2.1 密度泛函理论概述 |
| 1.2.2 过渡态理论概述 |
| 1.2.3 定量构效关系概述 |
| 1.3 课题内容与研究意义 |
| 第二章 苄草丹羟基化反应过程研究 |
| 2.1 计算方法 |
| 2.1.1 电子结构和速率常数计算 |
| 2.1.2 生态毒性评价 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 初级反应 |
| 2.2.2 动力学计算 |
| 2.2.3 后续反应 |
| 2.2.4 毒性评估 |
| 2.3 本章结论 |
| 第三章 灭草灵羟基化反应过程研究 |
| 3.1 计算方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 初级反应 |
| 3.2.2 动力学计算 |
| 3.2.3 后续反应 |
| 3.2.4 吸附机制 |
| 3.2.5 水生生物毒性评估 |
| 3.3 本章结论 |
| 第四章 酪醇与HO~·和SO_4~(·-)的氧化反应过程研究 |
| 4.1 计算方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 初级反应 |
| 4.2.2 动力学计算 |
| 4.2.3 直接光解机理 |
| 4.2.4 后续反应 |
| 4.2.5 生态毒性评估 |
| 4.3 本章结论 |
| 第五章 总结、创新与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
| 参与的科研项目 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（5）水体中典型酚类污染物高级氧化降解机制及其毒性预测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的酚类化合物 |
| 1.1.1 酚类化合物的来源及应用 |
| 1.1.2 酚类化合物的性质及危害 |
| 1.1.3 酚类化合物的污染分布 |
| 1.2 废水中酚类有机污染物的去除研究 |
| 1.2.1 废水处理方法 |
| 1.2.2 高级氧化技术 |
| 1.2.3 酚类有机污染物去除的研究现状 |
| 1.3 本课题的研究内容及意义 |
| 第二章 基本理论和计算方法 |
| 2.1 计算化学的发展概述 |
| 2.2 量子力学 |
| 2.2.1 密度泛函理论 |
| 2.2.2 前线轨道理论 |
| 2.2.3 福井函数 |
| 2.2.4 过渡态理论 |
| 2.2.5 反应速率常数计算 |
| 2.3 定量构效关系 |
| 第三章 水体中硫酸根自由基和羟基自由基引发的酚类污染物的降解反应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 计算方法 |
| 3.2.1 目标化合物 |
| 3.2.2 热力学数据计算 |
| 3.2.3 生态毒性评估 |
| 3.3 热力学可行性分析 |
| 3.4 反应机理讨论 |
| 3.4.1 SO_4~(·-)和POCs的反应 |
| 3.4.2 HO~·和POCs的反应 |
| 3.4.3 反应特征 |
| 3.5 速率常数计算 |
| 3.6 毒性评估 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 水体中含氧自由基氧化降解2,4-二硝基苯酚的反应过程 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 计算方法 |
| 4.2.1 目标含氧自由基 |
| 4.2.2 电子结构 |
| 4.2.3 生态毒性评估 |
| 4.3 热力学分析和初始反应讨论 |
| 4.3.1 热力学可行性 |
| 4.3.2 DNP和自由基引发反应的特征 |
| 4.3.3 含氧自由基引发的DNP的初始反应 |
| 4.3.4 DNP和HO~·的初始反应 |
| 4.3.5 DNP和SO_4~(·-)的初始反应 |
| 4.3.6 DNP和H_2PO_4~·的初始反应 |
| 4.3.7 DNP和NO_3~·的初始反应 |
| 4.3.8 DNP与CO_3~(·-)/HPO_4~(·-)的初始反应 |
| 4.3.9 DNP和BrO~·/ClO~·/HO_2~·的初始反应 |
| 4.4 DNP和HO~·的后续反应机理 |
| 4.4.1 IM3的后续反应 |
| 4.4.2 IM4的后续反应 |
| 4.4.3 IM6的后续反应 |
| 4.5 动力学性质 |
| 4.6 DNP和HO·降解过程的生态毒性评估 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 水溶液中羟基自由基和硫酸根自由基与二硝基重氮酚的氧化降解反应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 计算方法 |
| 5.2.1 电子结构 |
| 5.2.2 动力学模拟 |
| 5.2.3 生态毒性评估 |
| 5.3 反应机理讨论 |
| 5.3.1 HO~·引发的初级反应 |
| 5.3.2 SO_4~(·-)引发的初级反应 |
| 5.3.3 IMa2的后续反应 |
| 5.3.4 IMa5的后续反应 |
| 5.3.5 IMa6的后续反应 |
| 5.4 动力学模拟 |
| 5.5 DDNP降解的毒性评估 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 总结、创新与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 博士期间成果和所获荣誉 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）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 |
（7）杯[4]芳烃及硫代杯[4]芳烃衍生物构筑的配位聚合物的合成和发光性质研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 CPs发展概况 |
| 1.2 CPs的发光性质及应用 |
| 1.2.1 稀土金属构筑的CPs |
| 1.2.2 锌与镉构筑的CPs |
| 1.2.3 碱土金属构筑的CPs |
| 1.2.4 其它主族金属构筑的CPs |
| 1.3 杯[4]芳烃及其修饰 |
| 1.4 杯[4]芳烃及衍生物的发光性质及应用 |
| 1.4.1 阳离子的检验 |
| 1.4.2 阴离子的检验 |
| 1.4.3 氨基酸和核苷酸的检验 |
| 1.4.4 硝基芳香族化合物和炸药的检验 |
| 1.5 选题意义 |
| 第二章 对叔丁基杯[4]芳烃衍生物配合物的合成及发光性质 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 H_4L1的合成 |
| 2.2.2 配位聚合物的合成 |
| 2.2.3 X-射线单晶衍射数据的收集及结构解析与精修 |
| 2.3 配位聚合物的合成的晶体结构及性质表征 |
| 配合物1和2的结构描述 |
| 2.4 配合物的性质研究 |
| 2.4.1 配合物1的发光性质 |
| 2.4.2 机理分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 砜基桥连杯[4]芳烃衍生物配合物的合成及发光性质 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 L2的合成 |
| 3.2.2 配位聚合物的合成 |
| 3.2.3 X-射线单晶衍射数据的收集及结构解析与精修 |
| 3.3 配位聚合物的晶体结构及性质表征 |
| 配合物3和4的结构描述 |
| 3.4 配合物的性质研究 |
| 3.4.1 配合物3和4的发光性质 |
| 3.4.2 机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 硫代杯[4]芳烃衍生物配合物的合成及发光性质研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 L4的合成 |
| 4.2.2 配位聚合物的合成 |
| 4.2.3 X-射线单晶衍射数据的收集及结构解析与精修 |
| 4.3 配位聚合物的晶体结构及性质表征 |
| 配合物5和6的结构描述 |
| 4.4 配合物的性质研究 |
| 配合物5和6的发光性质 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（8）大气液相环境中N（Ⅲ）（H2ONO+、HONO和NO2-）与典型挥发性氯代芳烃光化学反应机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 挥发性氯代芳烃的污染现状 |
| 1.2 大气液相化学和二次有机气溶胶 |
| 1.3 大气液相中HONO的研究进展 |
| 1.4 本研究的主要内容 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 稳态实验装置 |
| 2.3 激光闪光光解技术简介及本实验所用的激光闪光光解装置 |
| 2.4 物质检测分析方法 |
| 2.4.1 HONO浓度的测定 |
| 2.4.2 溶解氧浓度的测定 |
| 2.4.3 氯代芳烃浓度的测定 |
| 2.4.4 产物分析 |
| 第三章 邻二氯苯(o-DCB)和N(Ⅲ)作用的光致反应 |
| 3.1 365nm紫外辐照下O-DCB与 N(Ⅲ)的光化学反应 |
| 3.1.1 o-DCB与 N(Ⅲ)紫外-可见吸收光谱 |
| 3.1.2 o-DCB初始浓度对o-DCB降解效率的影响 |
| 3.1.3 溶液pH对 o-DCB降解效率的影响 |
| 3.1.4 N(Ⅲ)初始浓度对o-DCB降解效率的影响 |
| 3.1.5 Cl~-浓度对o-DCB降解效率的影响 |
| 3.2 355 nm激光闪光光解分析 |
| 3.2.1 无氧条件下o-DCB和HONO混合水溶液的光解反应 |
| 3.2.2 o-DCB-OH加合物的衰减动力学 |
| 3.3 稳态产物分析及光化学转化过程机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 2,4,6-三氯苯酚(2,4,6-TCP)与N(Ⅲ)的光致反应 |
| 4.1 稳态辐照实验 |
| 4.1.1 紫外可见吸收光谱研究 |
| 4.1.2 2,4,6-TCP的光降解动力学分析 |
| 4.1.3 溶液初始pH值对2,4,6-TCP降解的影响 |
| 4.1.4 HONO浓度对2,4,6-TCP降解的影响 |
| 4.1.5 Cl~-浓度对2,4,6-TCP降解的影响 |
| 4.2 355 nm激光闪光光解分析 |
| 4.2.1 无氧条件下2,4,6-TCP和HONO饱和混合水溶液光解实验 |
| 4.3 2,4,6-TCP-OH加合物的衰减动力学 |
| 4.4 产物分析和反应途径的分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 4-氯联苯(4-PCB)与HONO的光致反应 |
| 5.1 稳态实验 |
| 5.1.1 紫外-可见吸收光谱 |
| 5.1.2 溶液初始4-PCB浓度对4-PCB降解的影响 |
| 5.1.3 HONO浓度对4-PCB降解的影响 |
| 5.1.4 溶液初始pH值对4-PCB降解的影响 |
| 5.1.5 氯离子的影响 |
| 5.2 激光闪光光解实验 |
| 5.2.1 氮气氛围下混合溶液的瞬态吸收光谱 |
| 5.3 4-PCB-OH加合物的衰减动力学 |
| 5.4 转化产物的鉴别及反应机理的分析 |
| 5.5 o-DCB、2,4,6-TCP、4-PCB与 HONO的光化学反应的分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
（9）钯催化异腈参与多组分反应合成酰亚胺和二酰胺的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写注释 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多组分反应的概述 |
| 1.2 异腈化学简介 |
| 1.2.1 异腈的结构 |
| 1.2.2 异腈的性质 |
| 1.2.3 异腈的制备 |
| 1.3 异腈作为C1合成子在有机合成中的应用 |
| 1.3.1 异腈参与的氰基化反应 |
| 1.3.2 异腈参与的酰胺化反应 |
| 1.3.3 异腈参与的亚胺化反应 |
| 1.3.4 异腈参与的羰基化反应 |
| 1.3.5 异腈参与的经典多组分反应 |
| 1.4 酰亚胺的合成 |
| 1.4.1 酰卤参与的酰亚胺的合成 |
| 1.4.2 酸酐参与的酰亚胺的合成 |
| 1.4.3 羧酸参与的酰亚胺的合成 |
| 1.4.4 一氧化碳参与的酰亚胺的合成 |
| 1.4.5 异腈参与的酰亚胺的合成 |
| 1.5 选题意义及研究内容 |
| 2 钯催化异腈、卤代苯、羧酸三组分反应合成酰亚胺的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 设计思路 |
| 2.3 反应条件筛选 |
| 2.4 底物普遍适用性研究 |
| 2.5 可能的反应机理 |
| 2.5.1 非环酰亚胺的可能反应机理 |
| 2.5.2 环状酰亚胺的可能反应机理 |
| 2.6 实验部分 |
| 2.6.1 仪器与试剂说明 |
| 2.6.2 底物的制备 |
| 2.6.3 底物的表征 |
| 2.6.4 产物的合成 |
| 2.6.5 产物的表征 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 钯催化异腈参与配体控制的高化学选择性合成酰亚胺的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 设计思路 |
| 3.3 反应条件筛选 |
| 3.4 底物普遍适用性研究 |
| 3.4.1 关环产物3-4的普遍适用性研究 |
| 3.4.2 不关环产物3-5的普遍适用性研究 |
| 3.5 反应机理的探讨 |
| 3.5.1 密度泛函理论(DFT)对化学选择性的研究 |
| 3.5.2 可能的反应机理 |
| 3.6 实验部分 |
| 3.6.1 仪器与试剂 |
| 3.6.2 底物的制备 |
| 3.6.3 底物的表征 |
| 3.6.4 产物的合成 |
| 3.6.5 产物的表征 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 钯催化异腈、2-碘苯胺、羧酸三组分合成不对称二酰胺的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 设计思路 |
| 4.3 反应条件筛选 |
| 4.4 底物普遍性适用研究 |
| 4.5 可能的反应机理 |
| 4.6 实验部分 |
| 4.6.1 仪器与试剂 |
| 4.6.2 底物的合成 |
| 4.6.3 产物的合成 |
| 4.6.4 产物的表征 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
（10）金属有机骨架固载磷钼酸催化H2O2处理漂白废水AOX的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 AOX废水的研究现状 |
| 1.2.1 AOX废水的危害及排放标准 |
| 1.2.2 AOX废水的研究现状 |
| 1.3 多金属氧酸盐(POM)/H_2O_2催化氧化概述 |
| 1.3.1 多金属氧酸盐的结构 |
| 1.3.2 多金属氧酸盐的性质 |
| 1.3.3 POM/H_2O_2 体系的应用 |
| 1.3.4 固载型POM的研究 |
| 1.4 研究的目的及主要内容 |
| 第二章 PMA/H_2O_2氧化降解4-CP及矿化机理的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 仪器和试剂 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 降解实验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 PMA/H_2O_2降解4-CP的协同作用 |
| 2.5.2 PMA/H_2O_2氧化降解4-CP参数的优化 |
| 2.5.3 PMA/H_2O_2氧化降解4-CP机理及降解路径 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 MOF负载磷钼酸的制备及催化H_2O_2处理漂白废水AOX的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 仪器和试剂 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 漂白废水水质 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.4 催化剂的合成 |
| 3.4.1 金属骨架UiO-66 的制备 |
| 3.4.2 催化剂PMA@UiO-66 的制备 |
| 3.5 降解实验 |
| 3.5.1 PMA@UiO-66/H_2O_2降解4-CP |
| 3.5.2 PMA@UiO-66/H_2O_2降解漂白废水 |
| 3.6 结果与讨论 |
| 3.6.1 催化剂的表征 |
| 3.6.2 催化剂的催化活性 |
| 3.6.3 催化剂的稳定性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文及其他成果 |
四、Reaction mechanism of 3-chlorophenol with OH,H in aqueous solution（论文参考文献）
- [1]3-氯丙烯合成烯丙基醚催化剂的制备及性能研究[D]. 桑瑞世. 扬州大学, 2021(08)
- [2]硼亲和技术用于生物基1,2,4-丁三醇的分离研究[D]. 孟启宇. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2021(01)
- [3]镁掺杂金属基材料活化过硫酸盐技术在降解苯酚污染物中的应用[D]. 孙梦颖. 常州大学, 2021(01)
- [4]氨基甲酸酯类除草剂与酪醇氧化降解过程的理论研究[D]. 薄晓飞. 山东大学, 2021(12)
- [5]水体中典型酚类污染物高级氧化降解机制及其毒性预测研究[D]. 梅琼. 山东大学, 2021(10)
- [6]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
- [7]杯[4]芳烃及硫代杯[4]芳烃衍生物构筑的配位聚合物的合成和发光性质研究[D]. 孙泽臣. 东北师范大学, 2021(12)
- [8]大气液相环境中N（Ⅲ）（H2ONO+、HONO和NO2-）与典型挥发性氯代芳烃光化学反应机制研究[D]. 胡亚东. 合肥工业大学, 2021
- [9]钯催化异腈参与多组分反应合成酰亚胺和二酰胺的研究[D]. 王勃. 陕西科技大学, 2021(01)
- [10]金属有机骨架固载磷钼酸催化H2O2处理漂白废水AOX的研究[D]. 雷敏. 广西大学, 2020(07)