导读:本文包含了降解草甘膦论文开题报告文献综述、选题提纲参考文献及外文文献翻译，主要关键词:曲霉,光催化,絮凝,可见光,电化学,催化剂,微波。
降解草甘膦论文文献综述
唐强勇,霍蕊,区烺颖,罗秀丽,吕嫣然[1]（2019）在《一锅法合成在可见光下具有高效降解草甘膦的牡丹状Bi_2S_3/BiVO_4(040)复合光催化剂（英文）》一文中研究指出草甘膦是一种广谱除草剂, 2015年世界卫生组织国际癌症研究机构宣布草甘膦可能对人类致癌(2A类).单斜白钨矿型BiVO_4是一种较广泛研究的可见光光催化剂,但由于其光生电子和空穴迁移慢且容易复合而导致其光催化活性低.此外,有研究表明, BiVO_4的(040)晶面易于光生载流子分离,从而提高其光催化性能.Bi_2S_3的带隙能为1.27 eV,能被全可见光(400-800 nm)激发.Bi_2S_3的导带和价带位置与BiVO_4匹配,能形成异质结,从而提高其光催化活性.本文以EDTA为导向剂, L-半胱氨酸为硫源和软模板,采用一锅水热法制备了单斜白钨矿型BiVO_4,主要以(040)晶面为暴露面的Bi_2S_3/BiVO_4复合光催化剂.采用钼锑抗分光光度法测定草甘膦最终光催化降解产物之一PO_4~(3-)浓度,来计算草甘膦的降解率.X射线衍射(XRD)结果表明, Bi_2S_3/BiVO_4复合光催化剂只含Bi_2S_3和BiVO_4两种成分,没有其他晶相存在.场发射扫描电子显微镜(FESEM)显示,纯BiVO_4为片状结构,随着Bi_2S_3复合量增加, Bi_2S_3/BiVO_4的形貌为小片组成的牡丹状;但Bi_2S_3复合量进一步增加, Bi_2S_3/BiVO_4颗粒聚集严重.XRD, FESEM和高分辨透射电子显微镜(HRTEM)结果表明, Bi_2S_3复合量对Bi_2S_3/BiVO4样品(040)和(121)面晶生长及形貌有显着影响.Bi_2S_3的复合提高了Bi_2S_3/BiVO_4对可见光的吸收能力,经计算BiVO_4和Bi_2S_3带隙能分别为2.42和1.27 eV.随着Bi_2S_3复合量增加, Bi_2S_3/BiVO_4的光催化活性逐渐提高,至1 mmol时最高,对草甘膦的降解率为纯BiVO_4的2.2倍;但随着Bi2S3复合量进一步增加, Bi_2S_3/BiVO_4的光催化活性反而下降,可能是由于Bi_2S_3量太多包覆在BiVO_4表面而Bi_2S_3光催化性能很差的缘故.瞬态光电流测试和电化学阻抗谱的结果证实, Bi_2S_3/BiVO_4比BiVO_4具有更有效的电荷分离和更快的界面电荷转移能力.活性成分捕获剂实验表明,加入空穴捕获剂EDTA或电子捕获剂K_2Cr_2O_7完全抑制了草甘膦的降解.ESR谱证明羟基自由基·OH的存在.通过计算,得出BiVO_4的价带电位(EVB=2.87 eV vs. NHE)比Bi_2S_3 (EVB=1.69 eV vs. NHE)正,而Bi_2S_3 (EVB=0.42 eV vs. NHE)的导带电位比BiVO_4 (EVB=0.45 eV vs. NHE)负,能带匹配,即光生电子从Bi2S3迁移至Bi VO4,光生空穴从BiVO_4迁移至Bi_2S_3,从而将光生电子与空穴有效分离利用,达到提高其光催化性能的目的.Bi_2S_3/BiVO_4样品对草甘膦的光催化降解活性提高,主要是由于Bi_2S_3/BiVO_4异质结结构的形成提高了其对可见光的吸收能力和电子空穴对的分离效率.此外, Bi_2S_3/BiVO_4具有相对稳定性和可重复使用性.该方法简单,可制备用于光催化降解有机污染、光催化裂解水和光催化还原二氧化碳等不同领域的高活性复合光催化剂.(本文来源于《催化学报》期刊2019年04期）
孙文静,卫皇曌,王亚旻,陈丽丽,孙承林[2]（2018）在《La_(0.8)Ce_(0.2)Fe_(0.9)Ru_(0.1)O_3/TiO_2催化湿式氧化降解草甘膦废水》一文中研究指出草甘膦是种广谱除草剂,草甘膦废水产量大、可生化性差。以钙钛矿型La_(0.8)Ce_(0.2)Fe_(0.9)Ru_(0.1)O_3/TiO_2为催化剂,采用湿式氧化(WAO)和催化湿式氧化(CWAO)法对草甘膦废水进行高效降解,并对草甘膦降解机制进行研究。应用XRD和XRF对催化剂进行表征,结果表明,合成的催化剂具有钙钛矿结构,但由于Ru原子半径太大可能没有完全进入钙钛矿骨架,导致CWAO反应后有微量Ru溶出。考察反应温度对草甘膦降解的影响,并对反应过程中C、N、P产物的选择性进行分析,结果表明,提高反应温度和加入催化剂有利于提高草甘膦转化率及对CO2和PO_4~(3-)的选择性,但反应温度过高不利于生成N_2,因为高温下NH3-N更容易被氧化成NO_2~-和NO_3~-。在实验条件下,合适的反应温度为200℃,反应180 min草甘膦转化率大于95%,同时对CO_2和N_2有较高的选择性,分别为54.59%和19.40%。应用计算量子化学计算草甘膦分子的净电荷分布,结果表明,WAO和CWAO中草甘膦反应的断键部位为C—C键、C—P键和C—N键,而后中间产物再进一步被氧化为CO_2、N_2、NO_2~-、NO_3~-、PO_4~(3-)等。(本文来源于《工业催化》期刊2018年04期）
赵清清[3]（2018）在《电催化—电絮凝降解草甘膦废水的研究》一文中研究指出有机磷废水具有结构复杂、在自然环境中很难被降解等特点,若直接排放会影响水体的生态平衡,严重污染生态环境。电催化氧化法处理有机磷废水,反应过程中无需添加氧化剂、反应的设备占地面积小、操作简单,被称为“环境友好型”技术。同时电絮凝技术具有电解絮凝、电解气浮和电解氧化还原的作用,被广泛应用于处理各种有机磷废水,是一种高效的处理方法。因此,本论文对电催化氧化法及电絮凝法协同处理草甘膦废水进行研究。实验过程中通过对电催化-电絮凝协同技术处理静态草甘膦废水的研究,结果表明:当电流密度为25mA/cm~2,电解质NaCl的浓度为0.010mol/L,极板间距为10mm,原水初始pH值为6.50,总磷初始浓度为38mg/L时,通电10min后,总磷的去除率达到95%。通过设计正交实验发现:影响电催化-电絮凝降解静态草甘膦废水实验的主次因素依次是总磷初始浓度、电解时间、电流密度、初始pH值。通过对电催化-电絮凝协同技术处理流动态草甘膦废水的研究,结果表明:当进水流速为100mL/min,电流密度为25mA/cm~2,电解质NaCl的浓度为0.010mol/L,极板间距为10mm,原水初始pH值为6.50,总磷初始浓度为38mg/L时,通电10min后,总磷的去除率达到94%。通过设计正交实验发现:影响电催化-电絮凝降解流动态草甘膦废水实验的主次因素依次是总磷初始浓度、流速、电流密度、初始pH值。通过对处理后的草甘膦水样进行LC-MS-MS分析,以及对反应底物进行FT-IR、SEM以及EDS表征分析,推测出草甘膦可能存在的断键途径有:C-N键断裂和C-P键断裂,并初步探讨了电催化-电絮凝降解草甘膦的机理。(本文来源于《南京航空航天大学》期刊2018-03-01）
[4]（2016）在《新型光催化剂在可见光下可快速降解草甘膦》一文中研究指出中国科学院发布消息称,中科院合肥物质科学研究院吴正岩课题组近期利用电子束辐照技术制备出新型纳米复合型光催化剂,该催化剂可以在可见光照射下快速降解除草剂。随着农业的快速发展,除草剂用量与日俱增,不仅对环境造成巨大压力,而且危害人畜健康。光催化降解法是目前处理除草剂的常用方法之一,但现有光催化剂有制备工艺复杂、需紫外激发、成本高、效率低等缺点,这些缺点成为了限制除草剂光催化降解技术发展的瓶颈,亟需制备一种高效、低成本、可见光响应的光催化剂。(本文来源于《当代化工》期刊2016年07期）
袁小强[5]（2015）在《化学法及微生物法降解草甘膦及其降解机理研究》一文中研究指出本文分别使用化学法和微生物法对草甘膦进行降解,优化降解条件,研究其降解效果;分别在最适降解条件下研究草甘膦降解的中间代谢产物,分析其可能的代谢途径及降解机理。化学法采用H2O2降解草甘膦,通过响应面实验优化得到H2O2降解草甘膦的最适条件为:pH10.70,H2O2初始浓度2.20mL/L,温度44.20℃,反应时间5 h,在此条件下对浓度为150 mg/L的草甘膦溶液的降解率达到80.20%。响应面模型的显着性良好,R2= 0.9823,回归方程可以较好描述各因素与响应值之间的关系,且验证实验重复性良好。对H2O2降解草甘膦的中间代谢产物进行检测,主要有:肌氨酸、甘氨酸、羟基乙酸、磷酸、甲醛、甲酸和AMPA。对其中最不易降解且具有毒性的中间产物AMPA的含量进行探究,发现AMPA的浓度变化呈一个先上升后下降的过程。推测H2O2降解草甘膦的降解途径为:(1)草甘膦被氧化使得C-P键断裂生成肌氨酸和磷酸,肌氨酸被氧化为甘氨酸,甘氨酸继续被氧化分解为甲酸;(2)草甘膦先被氧化使得C-N键断裂生成AMPA和羟基乙酸,AMPA的C-P键进一步被氧化断裂生成甲胺,甲胺被氧化为甲醛。使用实验室前期筛选得到的Aspergilus oryzae A-F02对草甘膦进行微生物降解。微生物降解草甘膦大多为酶促反应,产草甘膦降解酶的能力决定了其降解能力强弱。以草甘膦降解率为指标,用响应面法优化培养条件,得到最适的降解条件为:外源添加碳源葡萄糖的浓度0.5%,pH 7.2,温度31 ℃,草甘膦浓度1000mg/L,在此条件下草甘膦的降解率为19.18%。决定系数R2 = 0.98,响应面模型的显着性良好,且验证实验的重复性良好,说明该模型可以较好地预测实验结果,具有实用价值。对Aspergillus oryzaeA-F02降解草甘膦的中间代谢产物进行探究。在其降解产物中发现AMPA和甲胺,推断菌株降解草甘膦的代谢途径为:草甘膦C-N键断裂生成AMPA,AMPA再C-P键断裂生成甲胺。根据Aspergillus oryzaeA-F02降解草甘膦各个步骤的代谢过程,发现AMPA和甲胺这两种中间代谢产物不会对之前的催化反应步骤产生反馈抑制,且AMPA和甲胺的分解速度快于草甘膦降解生成AMPA的反应速度,提高草甘膦的浓度不会生成更多的AMPA,表明菌株降解草甘膦过程中降解草甘膦生成AMPA的代谢步骤是限速反应步骤,催化草甘膦生成AMPA的草甘膦氧化还原酶是该步骤的关键酶。AMPA经C-P裂解酶作用生成甲胺、甲胺在氨基脲敏感型胺氧化酶的作用下生成甲胺这两个过程都较为顺畅,不会限制代谢通路的正常进行。(本文来源于《南昌大学》期刊2015-05-28）
李浩,高斌,袁小强,胡明,刘成梅[6]（2014）在《不同米曲霉降解草甘膦能力及其甘氨酸氧化酶的生物信息学分析》一文中研究指出采用高效液相色谱法测定6株米曲霉菌株发酵液中的草甘膦降解情况,结果表明米曲霉(Aspergillus oryzae)A-FEC04的草甘膦降解率最高,为12.5%。提取6株米曲霉菌株的基因组DNA,PCR扩增后得到甘氨酸氧化酶序列,测序结果发现只有米曲霉A-FEC04发生部分基因突变。米曲霉(Aspergillus oryzae)A-FEC04的ORF DNA序列全长1 263 bp,编码一个由420个氨基酸组成的蛋白质,其理论分子量为46 965.5 Da,理论等电点为5.85,为弱酸性蛋白。对该氨基酸序列进行结构域架构分析,结果表明该序列具有明显的D-氨基酸氧化酶结构域。(本文来源于《南昌大学学报(工科版)》期刊2014年04期）
袁小强,万茵,刘成梅,王凤雪,高斌[7]（2014）在《H_2O_2降解草甘膦条件的响应面法优化》一文中研究指出[目的]使用H2O2降解草甘膦,采用响应面法,优化其降解条件。[方法]研究pH、温度、草甘膦质量浓度、H2O2体积分数和反应时间对降解效果的影响,并通过响应面法进行优化。[结果]得到最佳降解条件:pH值为10.68,温度为44.21℃,草甘膦质量浓度为150 mg/L,H2O2体积分数为2.17 mL/L,反应时间为5 h,草甘膦降解率可达80.20%。[结论]在合适的条件下,H2O2能有效降解草甘膦,为草甘膦的降解提供一种可行的方法。(本文来源于《农药》期刊2014年11期）
林永东[8]（2014）在《MnO_2/γ-Al_2O_3的制备及其吸附与微波紫外降解草甘膦的研究》一文中研究指出草甘膦废水是一类难降解废水，其中含盐量高、酸度大、含有多种生物抑制剂，难以直接生物降解，如果排入水体，会对环境和生态系统造成极大的危害，草甘膦废水的处理问题也成为制约企业发展的难题。本文构建了一种有机物处置的方法，即吸附-降解-再生工艺，采用掺混-煅烧法制备吸附剂，并对草甘膦进行吸附，将吸附态草甘膦置于微波紫外耦合系统中进行降解和再生，不但解决了废水中草甘膦的去除问题，对草甘膦的最终处置也提供了一种可行的方法，吸附剂MnO2/γ-Al2O3还可以实现再生，重复利用。本文采用掺混-煅烧法制备了吸附剂MnO2/γ-Al2O3，以升温效果和对草甘膦的吸附效果为评价指标，确定MnO2/γ-Al2O3最佳制备条件为MnO2质量分数30%，煅烧温度500℃，煅烧时间4h。通过对MnO2/γ-Al2O3进行SEM、BET、XRD、抗压强度等方法进行分析，得到MnO2/γ-Al2O3的比表面积为191.2055m2/g，平均孔径为10.8935nm，总孔容为0.5971cm3/g，是一种典型的介孔结构；MnO2/γ-Al2O3在微波场中升温后没有生成微波惰性物质Mn3O4，可以实现多次升温；球形MnO2/γ-Al2O3抗压强度为77.3N/粒。实验确定了MnO2/γ-Al2O3对草甘膦的最佳吸附条件，在常温下，MnO2/γ-Al2O3对草甘膦的最大吸附量为83mg/g。温度对吸附量的影响较小，温度升高吸附量略有降低，pH对吸附量有很大影响，随着pH的增加，吸附量显着减小。MnO2/γ-Al2O3对草甘膦吸附大约6h能够达到吸附平衡，在0.5h时吸附量达到40mg/g，吸附过程为物理吸附。经过MnO2/γ-Al2O3的吸附后，草甘膦浓度可以达到企业排放标准。实验确定了微波紫外耦合系统的最佳工艺参数为功率500w，时间20min，空气量0.06m3/h，MnO2含量为30%，在此操作条件下，MnO2/γ-Al2O3的再生率达到85%，并且再生利用后再生率仍然可以保持较高的水平。实验测定草甘膦最终降解产物为二氧化碳、氮氧化物、磷酸和水，矿化度为65%。(本文来源于《哈尔滨工业大学》期刊2014-06-01）
胡明[9]（2013）在《降解草甘膦米曲霉菌株的紫外诱变选育及其胞内降解酶的酶学性质分析》一文中研究指出采用紫外分光光度法(GB 12686-2004)、柱前衍生-高效液相色谱法及柱后衍生-高效液相色谱法测定各种草甘膦制剂中的草甘膦含量,通过比较各检测方法的线性范围、精密度及准确度,选定柱前衍生-高效液相色谱法为后续试验中草甘膦降解酶酶活的测定方法。以课题组前期筛选获得的草甘膦抗性米曲霉菌株为试验菌株,通过草甘膦抗性筛选,最终筛选出草甘膦降解菌株Aspergillus oryzae A-F02o以Aspergillus oryzae A-F02为出发菌株,经过紫外诱变处理后,筛选到4株正突变菌株,分别命名为Aspergillus oryzae FUJX 001、 Aspergillus oryzae FUJX 002、Aspergillus oryzae FUJX 003、Aspergillus oryzae FUJX 004。草甘膦降解试验表明菌株FUJX001较其他菌株降解效果高,因此选择FUJX 001作为实验菌株。在单因素试验(草甘膦添加时期、外加碳源种类、外加碳源浓度、氮源种类、氮源浓度、草甘膦浓度、培养基初始pH、摇瓶装液量、培养温度)的基础上对Aspergillus oryzae FUJX 001产胞内草甘膦降解酶发酵条件进行响应面优化试验。响应面试验分析得到Aspergillus oryzae FUJX 001最优产酶发酵条件为：外加可溶性淀粉浓度0.3%、草甘膦浓度1492.6mg/L、培养基初始pH值7.23,在此条件下培养初始于100mL培养液(250mL叁角瓶)中加入草甘膦,接种1mL孢子悬液(1×105个/mL),30℃、150rpm培养5d后,胞内草甘膦降解酶活力达3.25U/mL,比优化前提高了0.43U/mL。发酵结束后,菌丝体的胞内提取液经硫酸铵盐两步沉淀法进行初步纯化。首先采取硫酸铵饱和度30%对粗酶液进行盐析,去除粗酶液中的大部分杂蛋白；然后将饱和度调到80%对已除杂的粗酶液进行盐析。与粗酶液相比,经硫酸铵盐初步纯化后的草甘膦降解酶纯化倍数为1.5倍,酶活回收率为64.7%。酶学性质分析表明草甘膦降解酶最适酶促反应温度、pH值及底物浓度分别为37℃、7.5、底物浓度1000mg/L。从稳定性来看,降解酶在20-40℃酶活比较稳定,在pH 6.5-8.5范围内比较稳定。酶最高能耐受1mmol/L的NaCl,随着盐浓度的增大,对降解酶酶活的抑制作用也越大。不同金属离子对酶活的影响是不同的。Mg2+、Ca2+、Co2+、 Mn2+、 Cu2+、Ni2+、Cs+等金属离子均在不同程度上促进降解酶活力,其中Co2+、Ni2+、Cu2+对降解酶活有显着的激活作用,Ba2+、Pb2+、Hg2+等金属离子均在不同程度上抑制降解酶活性,Zn2+和Fe2+对降解酶活性几乎没有影响；吐温20、吐温80、Triton X-100、SDS均能不同程度地抑制降解酶活性,EDTA对降解酶的活性基本无影响；甲醇、甘油、异戊醇、异丙醇、正丁醇等对降解酶活有促进作用,乙醇对降解酶活性基本无影响。(本文来源于《南昌大学》期刊2013-06-01）
焦兆飞[10]（2012）在《电催化MnO_2氧化降解草甘膦的研究》一文中研究指出草甘膦是一种高效、低毒、内吸、广谱的有机磷农药，在世界各地被广泛应用。草甘膦使用过程中残留或者其在环境中的降解产物都会对环境造成危害，对人们的正常生活构成严重威胁。国内外对草甘膦去除进行了大量的研究，在已有的降解基础上，我们提出了利用电化学催化MnO_2氧化降解草甘膦，利用MnO_2和电催化MnO_2对水中草甘膦进行一系列的处理实验起到了节能环保的双重效果，具体的实施内容如下：1、单独MnO_2吸附氧化草甘膦，可以达到一定的效果。本文研究了草甘膦在MnO_2表面的吸附-氧化行为，考察了草甘膦浓度、MnO_2投量、反应体系pH以及共存阳离子对MnO_2吸附-氧化草甘膦过程的影响，初步分析了草甘膦的降解产物。2、在对电催化MnO_2氧化降解草甘膦的研究中，考察了电流密度、MnO_2投量和体系中初始pH的影响，实验结果表明，增加电流密度和增大MnO_2投量都会提高对草甘膦的去除效果。pH影响MnO_2的表面电性，在对电催化的影响中，主要体现在对MnO_2的影响，对单独电化学影响不大。通过对电极板和MnO_2反应前后的表征，初步分析了在这种条件下的降解产物及推测了其降解途径，得出在电催化体系中，产物比单纯的MnO_2更彻底，效果更持久。3、在上述两种体系中，草甘膦在一定的时间内都能够被有效的降解，在降解途径上稍微有些区别：在单独MnO_2体系中，产物被降解成为小分子酸，氮元素最终转化成了氨氮；而电催化体系中，氮元素很明显的由氨氮被继续氧化成了硝态氮，同时在电催化体系中，有少部分被矿化。MnO_2对草甘膦的吸附属于“静电吸附”，研究结果表明，MnO_2投量越大、初始草甘膦浓度越低草甘膦去除率越高；酸性条件有利于MnO_2对草甘膦的去除；共存Cu（II）对MnO_2去除草甘膦有明显的抑制作用；MnO_2吸附-氧化降解草甘膦产物主要有肌氨酸、氨基乙酸（Glycine）、乙酸、羟基乙酸（Glycolic Acid）和PO43-等。在电化学参与MnO_2氧化草甘膦的实验中，电化学参与其中的氧化锰离子和对有机物自身的氧化降解。实验数据表明，电催化MnO_2氧化降解草甘膦比单独使用MnO_2对草甘膦的去除更有效，更持久。(本文来源于《河北工业大学》期刊2012-11-01）
降解草甘膦论文开题报告
（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：
草甘膦是种广谱除草剂,草甘膦废水产量大、可生化性差。以钙钛矿型La_(0.8)Ce_(0.2)Fe_(0.9)Ru_(0.1)O_3/TiO_2为催化剂,采用湿式氧化(WAO)和催化湿式氧化(CWAO)法对草甘膦废水进行高效降解,并对草甘膦降解机制进行研究。应用XRD和XRF对催化剂进行表征,结果表明,合成的催化剂具有钙钛矿结构,但由于Ru原子半径太大可能没有完全进入钙钛矿骨架,导致CWAO反应后有微量Ru溶出。考察反应温度对草甘膦降解的影响,并对反应过程中C、N、P产物的选择性进行分析,结果表明,提高反应温度和加入催化剂有利于提高草甘膦转化率及对CO2和PO_4~(3-)的选择性,但反应温度过高不利于生成N_2,因为高温下NH3-N更容易被氧化成NO_2~-和NO_3~-。在实验条件下,合适的反应温度为200℃,反应180 min草甘膦转化率大于95%,同时对CO_2和N_2有较高的选择性,分别为54.59%和19.40%。应用计算量子化学计算草甘膦分子的净电荷分布,结果表明,WAO和CWAO中草甘膦反应的断键部位为C—C键、C—P键和C—N键,而后中间产物再进一步被氧化为CO_2、N_2、NO_2~-、NO_3~-、PO_4~(3-)等。
（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。
降解草甘膦论文参考文献
[1].唐强勇,霍蕊,区烺颖,罗秀丽,吕嫣然.一锅法合成在可见光下具有高效降解草甘膦的牡丹状Bi_2S_3/BiVO_4(040)复合光催化剂（英文）[J].催化学报.2019
[2].孙文静,卫皇曌,王亚旻,陈丽丽,孙承林.La_(0.8)Ce_(0.2)Fe_(0.9)Ru_(0.1)O_3/TiO_2催化湿式氧化降解草甘膦废水[J].工业催化.2018
[3].赵清清.电催化—电絮凝降解草甘膦废水的研究[D].南京航空航天大学.2018
[4]..新型光催化剂在可见光下可快速降解草甘膦[J].当代化工.2016
[5].袁小强.化学法及微生物法降解草甘膦及其降解机理研究[D].南昌大学.2015
[6].李浩,高斌,袁小强,胡明,刘成梅.不同米曲霉降解草甘膦能力及其甘氨酸氧化酶的生物信息学分析[J].南昌大学学报(工科版).2014
[7].袁小强,万茵,刘成梅,王凤雪,高斌.H_2O_2降解草甘膦条件的响应面法优化[J].农药.2014
[8].林永东.MnO_2/γ-Al_2O_3的制备及其吸附与微波紫外降解草甘膦的研究[D].哈尔滨工业大学.2014
[9].胡明.降解草甘膦米曲霉菌株的紫外诱变选育及其胞内降解酶的酶学性质分析[D].南昌大学.2013
[10].焦兆飞.电催化MnO_2氧化降解草甘膦的研究[D].河北工业大学.2012
论文知识图
