一、氧化剂和金属离子对刚果红光化学反应的影响（论文文献综述）
王韬[1]（2021）在《多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究》文中研究指明混凝法在工业废水预处理中得到广泛应用。混凝效果直接影响后续生物处理或高级氧化处理效率。提升混凝对工业废水中难生物降解有机物的去除效果,可降低后续处理工艺的负荷,提高水处理效率。论文首先利用微生物絮凝剂（MBF）阴离子活性基团丰富的特点,对其进行阳离子改性,合成了脱色性能良好的两性微生物絮凝剂（MBF-g-P（AM-DAC））。研究了MBF-g-P（AM-DAC）的最优合成条件和合成机理。将MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配,用来处理刚果红（CR）染料废水,研究不同影响因素对CR去除率的影响,并分析其混凝机理。此外,论文以甲基丙烯酸六氟丁酯（HFBMA）和丙烯酰胺（AM）为单体,通过胶束聚合合成了富含氟碳基团的疏水改性高分子絮凝剂（P（AM-HFBMA））,其对模拟废水中四种溶解性染料均有较好的去除效果。研究P（AM-HFBMA）的合成机理,分析P（AM-HFBMA）与聚合氯化铁铝（PAFC）复配使用时,二者发挥的不同作用。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在热引发条件下,MBF与AM、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）发生接枝共聚反应,得到两性高分子微生物絮凝剂MBF-g-P（AM-DAC）。通过傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、热重-差热分析（TG/DSC）、X射线光电子能谱分析（XPS）和X射线衍射分析（XRD）研究MBF-g-P（AM-DAC）组成、结构和特性,发现其具有丰富的氨基、羟基、羧基、铵基和酰氧基等活性基团。在MBF-g-P（AM-DAC）合成机理研究中发现,接枝共聚发生在MBF的氨基上。AM作为高活性单体促进了阳离子单体DAC与MBF的接枝共聚。对MBF-g-P（AM-DAC）在蒸馏水中所产生絮体进行比表面积分析,发现其絮体比表面积较大且具有大量的多孔结构,这有利于增强其吸附和网捕卷扫的混凝性能。（2）将自制MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配应用于模拟刚果红（CR）染料废水处理。混凝后CR染料的去除率较高、形成的絮体密实且体积大、沉降速率快、沉降时间短;而单加PSA处理时,形成的絮体小且松散,沉降速度慢,CR去除率较低。PSA和自制MBF-g-P（AM-DAC）在CR废水处理中起着不同的作用。PSA电中和作用强,但形成的絮体小;MBF-g-P（AM-DAC）的电中和作用较弱,但对絮体粒径增大有较大帮助。MBF-g-P（AM-DAC）及其絮体上的不饱和活性位点和较高的比表面积有助于CR的吸附,且存在物理吸附和化学吸附。（3）在紫外引发条件下,HFBMA与AM发生接枝共聚反应,得到含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）。通过表征分析发现,P（AM-HFBMA）具有丰富的氟基、酰胺基和酯基等多种活性基团。胶束聚合有助于合成具有微嵌段结构的高分子聚合物P（AM-HFBMA）。少量粘附在其表面的SDS提升了P（AM-HFBMA）的亲水性。P（AM-HFBMA）具有较多的活性位点,能增强与SDS和染料的相互作用。（4）将含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）应用于多种模拟染料废水的处理。P（AM-HFBMA）对浓度为250 mg/L的刚果红（CR）、亚甲基蓝（MB）、罗丹明B（Rh B）和甲基蓝（Ml B）模拟废水最佳去除率达到90%以上。P（AM-HFBMA）混凝性能优于三种市售PAM。PAFC和P（AM-HFBMA）复配使用时,PAFC主要起电中和作用,P（AM-HFBMA）主要起架桥作用,且有助于产生絮体。粘附在P（AM-HFBMA）表面的少量SDS能通过电荷吸引和疏水缔合作用增强P（AM-HFBMA）与染料相互作用。P（AM-HFBMA）上丰富的氟基与染料和SDS产生的氢键也增强了它们的相互作用,而其疏水缔合作用使絮体容易与水分离。该混凝过程存在吸附作用。
韦娴[2]（2021）在《MOF及其衍生物的复合体系用于六价铬及有机污染物去除的性能研究》文中研究指明随着工业的发展,产生的各种环境污染物越来越多,其中包括有机污染物和重金属离子,各种化学和物理方法被用来处理这些污染物。光催化技术作为一种低成本、环境友好的技术,近几十年受到越来越多的关注。对于光催化技术,选择光催化剂是关键。金属有机骨架（MOF）是一类具有高比表面积、超高孔隙率、可调节的孔结构以及易于功能化的新型多孔材料。可以应用于气体储存和分离、能量储存和转换、金属离子传感、药物输送、催化和传感等领域。在本文中制备了 MOF及其衍生物的复合物,探究了复合物在可见光照射下光催化还原Cr（Ⅵ）及降解有机污染物的性能,对不同影响因素以及材料的循环利用性和稳定性也进行了探究,最后提出相关机理并进行验证。本文的主要研究成果如下:1.将课题组自主合成的BUC-21与无机半导体Cd0.5Zn0.5S通过机械球磨法复合制备了BUC-21/Cd0.5Zn0.5S复合物,并进行了相关表征测试。研究了不同比例BUC-21/Cd0.5Zn0.5S光催化还原Cr（Ⅵ）的效果,并考察了各种小分子有机酸作为空穴捕捉剂以及外来离子对B100C100还原Cr（Ⅵ）的影响。同时,B100C100被用来降解不同有机染料（罗丹明B（RhB）、活性艳红（X-3B）、刚果红（CR））,此外,还研究了 B100C100对染料与Cr（Ⅵ）共存体系的去除效果。结果在混合体系中B100C100对染料与Cr（Ⅵ）的去除率均接近70%。光致发光光谱（PL）、电化学分析、活性物种捕获实验和电子自旋共振（ESR）为光催化活性的提高提供了进一步的证据。在循环实验中,经过三个循环后,B100C100对Cr（Ⅵ）的光催化还原效率仍达到90%以上,说明B100C100具有较好的可回收性和稳定性。最后,提出了 B100CX的光催化机理并进行了验证。2.选用经典金属有机骨架材料NH2-UiO-66与有机半导体3,4,9,10-苝四甲酸二酐（PTCDA）为原料,通过机械球磨法复合,通过各种测试对其结构和形貌进行了表征。研究了不同比例NH2-UiO-66/PTCDA光催化还原Cr（Ⅵ）的效果,选用最佳比例NU100P10进行影响因素探究,考察了不同pH、初始浓度、不同催化剂投加量、不同小分子有机酸、真实水体以及真实太阳光对光催还原Cr（Ⅵ）的影响。此外,还探究了 NU100P10光催活化过氧二硫酸盐（PDS）降解双酚A（BPA）的性能,60 min内可以将BPA完全降解。对不同pH、不同PDS投加量对BPA降解效果的影响也进行了探究。实验结果表明,不调节pH时NU100P10对BPA去除效果最佳,且最佳PDS投加量为2 mM。在NH2-UiO-66表面引入少量PTCDA可以拓宽光吸收范围,促进光致载流子的分离,提高光催化效率。经过5次吸附-光催化还原Cr（Ⅵ）实验,NU100P10仍表现出良好的还原活性和可重复使用性。最后,提出了 NU100P10光催化还原Cr（Ⅵ）和降解BPA的机理,并通过电化学实验、ESR测试、X射线光电子能谱（XPS）测试、光沉积实验和密度泛函理论（DFT）计算进行了验证。3.选用经典金属有机骨架材料ZIF-8与有机半导体PTCDA为原料,先将ZIF-8经过高温煅烧形成多孔网状衍生物ZIF-NC,再通过机械球磨法将ZIF-NC和PTCDA复合,用一系列表征手段对其结构和形貌进行表征。研究了不同比例ZIF-NC/PTCDA光催化降解诺氟沙星（NFX）的效果,最佳比例P120Z80在60 min内对NFX的去除可以达到90%以上,探究了不同pH、不同PDS投加量和共存离子对P120Z80降解NFX效果的影响。经过三次循环,材料仍然对NFX的降解效果仍可以达到70%以上,通过循环前后X射线衍射（XRD）、傅里叶红外光谱（FTIR）和扫描电镜（SEM）等表征也进一步证明了材料的稳定性。最后,提出了材料光催活化PDS降解NFX的机理,并通过电化学测试、PL测试、ESR测试和活性物质捕捉实验进行了验证。
安清潇[3]（2021）在《电化学方法碳点的制备及在食品检测中的应用研究》文中研究表明随着我国经济的发展,食品行业不断壮大,食品安全问题也随之凸显。食品检测是保证食品安全的关键之一。现有的食品检测方法虽然已基本商业化,但是有一些缺点,如仪器昂贵、步骤繁琐、选择性差等。因此,开发快速高效的食品检测方法在食品安全领域有很重要的现实意义。近年来,碳点（CDs）的出现,为食品检测提供新的思路和方法,由于其具有优越的光学性能、低毒性且制备方法简单,在食品检测领域具有较好的应用前景。本论文采用电化学法制备了三种CDs,用于重金属离子、抗坏血酸、pH值的检测。本论文研究内容主要包括以下几方面:1.以邻苯二胺为碳源电化学合成黄色荧光碳点用于检测Fe3+和抗坏血酸以邻苯二胺为碳源,氯化钠溶液为电解液,在10 V电压下电解16 min,制备了黄色荧光碳点（Y-CDs）,其最大激发和发射波长分别为261 nm和570 nm,斯托克斯位移为309 nm。同时探究了其对抗坏血酸（VC）和Fe3+的检测响应。加入Fe3+后,Y-CDs在350 nm波长处出现新的荧光发射,且荧光强度随着Fe3+浓度的增加而增加,同时570 nm处的荧光强度逐渐下降,基于此现象构建了新型比率荧光传感器用于定量检测Fe3+,检测限为0.16 μM。用K+、Cu2+和Fe2+等离子替换Fe3+进行选择性实验,结果表明Y-CDs对Fe3+的响应最灵敏。另外,Fe3+处理前后的Y-CDs的荧光均可被VC淬灭,基于此开发了两种检测VC的方法,检测限分别为0.12 μM和0.32 μM。选择性实验表明焦性没食子酸、柠檬酸钠、茶多酚和二硫苏糖醇等对VC的检测没有影响,证明Y-CDs对VC具有更好的选择性,这些方法成功用于自来水中Fe3+和饮料中VC的定量检测。2.以刚果红为碳源电化学法合成蓝色荧光碳点用于检测pH值和Cu2+以刚果红为碳源,氯化钠溶液为电解液,在10 V电压下电解20 min,制备了最大激发和发射波长分别为356 nm和430 nm的蓝色荧光碳点（B-CDs）,并建立了检测pH值和Cu2+的方法。首先,基于荧光淬灭对pH值进行检测,pH值在1-5的范围内,检测的标准曲线为:y=-0.184x+0.905,其R2=0.992。此外,基于荧光淬灭检测Cu2+,在碳点原始pH值为4.86条件下,当Cu2+浓度为0 μM-15 μM,检测的标准曲线为:y=0.0126x+0.0127,R2=0.998。加入 Cu2+后,B-CDs的粒径和Zeta电荷增大,荧光强度随着温度的增加而增强,这表明荧光淬灭是静态淬灭机制。该碳点成功用于饮料中pH值和自来水中Cu2+的检测。3.以1,2,4-三氨基苯胺为碳源电化学合成红色荧光碳点用于pH值测定以1,2,4-三氨基苯胺为碳源,硫酸钠溶液为电解液,在10V电压下电解20 min,获得了最大激发和发射波长为507 nm和635 nm的红色荧光碳点（R-CDs）,该碳点溶液随pH的增加,其激发和发射波长分别逐渐蓝移至442 nm和592 nm处。当pH值在5.01-6.81之间时,以442 nm为激发,R-CDs在592 nm处荧光强度变化呈现较好的线性关系,线性方程为y=3.823x-18.586,R2=0.997。在实际样品检测中,该方法测得水样pH分别为6.13、6.39和6.37,而使用校准后的pH计测得水样的pH值分别对应为6.21、6.36、6.51,两种方法测得值基本相同,可以较好的运用到实际水样pH的检测中。
郑文天[4]（2021）在《自由基与非自由基协同介导流通式电催化系统超快降解有机污染物的研究》文中研究表明基于过渡金属活化过硫酸盐（PS）的高级氧化工艺（AOPs）因其氧化能力强、适用范围广等特点,受到了广泛关注。但该工艺仍面临粉体催化剂难于回收和反应动力学缓慢等不足。基于此,本论文分别设计开发了基于纳米零价铜（nanoscale zero valent copper,n ZVC）或纳米钯颗粒（nanoscale palladium）改性碳纳米管（carbon nanotubes,CNT）薄膜的流通式电催化系统,均可实现自由基和非自由基协同强化典型有机污染物的降解效能,论文对纳米复合膜的优化制备、表征分析、性能测试和机理研究开展了系统性研究,具体研究内容如下:（1）n ZVC-CNT/PMS体系。采用原位还原技术制备了电活性n ZVC-CNT复合膜,借助了多种先进表征手段对材料的形貌、组成等理化性质进行了系统性表征。结果表明,n ZVC尺寸为2?1 nm,且均匀分布在CNT管壁上。以刚果红为模型有机物进一步考察了该系统降解有机物的效能。结果表明,在单次流条件下该系统可实现刚果红的完全降解（?<2秒）,在较宽p H范围内均可保持这一高效的降解性能。电子顺磁共振谱和对照实验证实了·OH和1O2均对刚果红的降解发挥了重要作用。CNT的羰基和亲电氧分别作为电子供体和电子受体,通过单电子传递激活PMS生成·OH和1O2。而缺电子的Cu原子容易通过表面羟基与PMS反应生成反应中间体(Cu2+-O-O-SO3-),进而破坏亚稳中间体的配位键生成1O2。在Cl-、NO3-、SO42-等干扰离子共存条件下或在不同背景基质（湖水和自来水）下该系统对刚果红的降解性能没有明显抑制。此外,该系统对其他不同种类的新型有机污染物（如亚甲基蓝、甲基橙、四环素和双酚A）的降解实验也表明,单次过滤条件下均可有效降解上述有机污染物,表明该体系可适用于多种不同有机污染物的有效处理。（2）Pd-CNT/PMS体系。采用电化学沉积方法实现了纳米Pd在CNT膜上的妥善搭载。利用先进手段对材料的微观结构和化学组成进行系统性表征。以刚果红为目标物,探究了复合膜的制备参数与有机物降解性能间的“构-效”关系。结果表明,该系统可在单次流模式下实现刚果红的完全降解,且降解效能持续24h仍无显着衰减。电子顺磁共振谱证实了原子氢（H*）的生成。在辅助电场的作用下产生的H*可作为PMS的单电子还原剂,进而其分解为·OH和SO4·-。以2,4-二氯苯酚作为H*淬灭剂,通过循环伏安和线性扫描技术确定了起关键性作用的H*物种,并排除了H2和H*abs的潜在作用。复合膜在降解实验前后谱学表征结果表明Pd的晶面和价态没有发生显着变化。此外,该系统对其他典型有机污染物的降解也能够表现出优异的降解性能。本研究中提出的两种活化PMS体系为处理水中有机污染物提供了一种高效、绿色、快速的技术手段。
夏辉[5]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中研究说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。
廖晓峰[6]（2021）在《功能化磁性凹凸棒的制备及其在废水处理中的应用研究》文中研究表明近年来,随着我国工业的不断发展,水体污染越来越严重,其中染料污染和重金属污染尤为突出,对河流水源、水生生物以及人类的健康有着极大的危害。因此,对用于染料与重金属污水处理的高效低能耗、价格低廉、环境友好可再生新材料的开发,成为了当前急需解决的重要课题。本文以凹凸棒原土为原料,开发低成本、绿色高效、性能稳定的环境友好型吸附材料为目标。以纯化的凹凸棒（ATP）为原料,对其表面接枝磁性Fe3O4纳米粒子后,再分别用聚乙烯亚胺（PEI）和3-氨基丙基三乙氧基硅烷（APTES）进行表面改性制备了功能化磁性凹凸棒吸附材料ATP-Fe3O4-PEI和ATP-Fe3O4-APTES。选取染料和重金属废水中代表性污染物刚果红和Pb2+,研究了所制备的功能化磁性凹凸棒复合材料对污染物的吸附性能。主要成果如下:（1）采用X射线衍射（XRD）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）、比表面积测定（BET）、Zeta电位测定、磁学性能分析（VSM）、扫描电镜（SEM）和透射电镜（TEM）等手段对所制备的ATP-Fe3O4-PEI和ATP-Fe3O4-APTES复合材料的结构进行了表征。结果表明,凹凸棒土经过磁性Fe3O4纳米粒子和PEI/APTES的复合改性后,未对凹凸棒土的晶体结构造成破坏。改性后的凹凸棒土比表面积有所减小,可能是磁性Fe3O4纳米粒子的附着和PEI/APTES的改性填充了部分ATP孔道所致。Zeta电位分析表明,ATP-Fe3O4-PEI材料在中性到酸性环境下显示正电性,这将有利于对带负电性的染料分子的吸附。（2）将功能化磁性凹凸棒吸附材料ATP-Fe3O4-PEI用于染料废水（以刚果红为目标污染物）的处理。研究了溶液p H、刚果红初始浓度、吸附时间和吸附温度等单因素对材料吸附刚果红性能的影响作用。结果表明,刚果红溶液浓度增大、p H值降低和吸附时间增加都有助于材料对刚果红的吸附。当刚果红溶液浓度为3000mg·L-1、p H=3及吸附时间为1h时,ATP-Fe3O4-PEI材料对刚果红吸附量高达5623.23mg·g-1,这是目前已知的矿物材料对染料分子的最大吸附量。吸附动力学和吸附等温线研究发现吸附过程符合准二级动力学模型和Freundlich模型,表明ATP-Fe3O4-PEI材料对刚果红的吸附是多种活性位点共同作用的多分子层物理吸附,吸附驱动力主要来自材料与刚果红之间的静电吸引力、氢键以及刚果红分子间的静电引力、π-π作用和氢键。这些结果表明,ATP-Fe3O4-PEI材料是一种对染料分子具有优异吸附性能的吸附剂,有望在染料废水处理中得到应用。（3）研究了功能化磁性凹凸棒吸附材料ATP-Fe3O4-APTES对重金属离子(以Pb2+为目标污染物)的吸附行为,考察了溶液p H、吸附时间、Pb2+初始浓度和吸附温度等因素对Pb2+吸附效率的影响。结果表明Pb2+浓度增大、p H值升高、温度升高和吸附时间增加都将有助于对Pb2+吸附容量的增大。当Pb2+浓度为100mg·L-1、p H=5、温度为30℃及吸附时间为6h时,ATP-Fe3O4-APTES对Pb2+有最佳的吸附效果,吸附量达到129.32mg·g-1。吸附动力学和吸附等温线研究发现吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir模型,说明该吸附是单分子层化学吸附。吸附热力学研究表明,吸附是一个自发的吸热过程。吸附驱动力主要来自材料表面-NH2与Pb2+之间的配位作用。这些结果表明,所制备的功能化磁性凹凸棒吸附材料ATP-Fe3O4-APTES对重金属离子具有优良的吸附性能,在重金属离子废水处理中具有潜在的应用价值。（4）ATP-Fe3O4-PEI和ATP-Fe3O4-APTES两种材料表面具有不同的吸附特性,ATP-Fe3O4-PEI材料对刚果红染料分子吸附性能更优,而ATP-Fe3O4-APTES材料对Pb2+吸附性能更佳,这与两种材料表面氨基的状态及吸附质的分子/原子组成结构有关。PEI表面伯、仲、叔氨基团呈现一种无序状态,这种无序状态可能不利于对Pb2+的吸附,而对于含有大量-NH2、-N=N-、和-SO3-基团的刚果红大分子物质则不受影响,通过静电吸引和氢键等强的作用进行吸附,表现出更优异的吸附性能。ATP-Fe3O4-APTES材料对Pb2+的吸附主要通过表面-NH2与Pb2+的配位进行,APTES表面-NH2更加致密而且有序,这可能更有利于对Pb2+的吸附,因此ATP-Fe3O4-APTES材料对Pb2+的吸附性能更佳。
田蕾[7]（2021）在《纳米零价铁复合材料对水体污染物去除性能研究》文中认为纳米零价铁材料因其反应活性高、成本低、毒性低等优点而被广泛用于水体污染物治理,但由于高表面能和内在的磁性,使其颗粒易于氧化和团聚,阻碍了其与目标污染物之间的接触,使得实际应用范围受到限制。负载改性纳米零价铁是工业实际应用中提高其反应的有效方法,研究工作采用了含有功能基团的导电聚合物聚苯胺（PANI）和具有高比表面积天然矿物硅藻土（DE）,分别制备了纳米零价铁/聚苯胺（n ZVI/PANI）和纳米零价铁/酸改性硅藻土（n ZVI/AMDE）复合材料。基于纳米零价铁在反应过程中会缓慢释放Fe2+的特性,将纳米零价铁的还原性和Fe2+活化过硫酸盐（Ps）产生硫酸根自由基的类芬顿反应技术相结合,研究了两种材料对多元污染物的吸附降解性能。研究结果表明,负载改性的纳米零价铁复合材料可作为一类高效、绿色环保的水处理剂有效去除有机染料和重金属离子等水体污染物。（1）以Fe3+同时作为铁源和氧化剂,苯胺为原料,通过一步氧化法制备了聚苯胺负载纳米零价铁（n ZVI/PANI）复合材料,不仅可以减少氧化剂的使用,防止制备出的n ZVI被氧化,还可以使铁均匀分散在聚苯胺的表面,减少制得的n ZVI发生团聚。研究了复合材料对Cr（Ⅵ）和孔雀绿（MG）的良好去除性能。考察了影响Cr（Ⅵ）和孔雀绿（MG）去除性能的主要因素（不同材料,p H值,投加量,温度,共存阴离子等）,通过动力学模型和热力学模型对去除过程进行分析。此外,利用设计的动态循环吸附装置,测试了复合材料的动态吸附性能。结果表明:当复合材料投加量为1g/L,Cr（Ⅵ）和孔雀绿（MG）的初始浓度分别为50mg/L时,n ZVI/PANI复合材料对Cr（Ⅵ）和孔雀绿（MG）的去除率可以达到99.3%和96.2%。二元污染物的吸附过程均符合准二级动力学模型,Cr（Ⅵ）符合Freundlich热力学模型,孔雀绿（MG）符合Langmuir热力学模型。动态吸附实验表明,在蠕动泵的转速为100rmp下运行120min,Cr（Ⅵ）和孔雀绿的去除率分别达到94.3%,82.6%。（2）以Fe3+同时作为铁源和氧化剂,苯胺为原料,通过一步氧化法制备了聚苯胺负载纳米零价铁（n ZVI/PANI）复合材料,研究了在过硫酸盐（Ps）存在的条件下n ZVI/PANI对甲基橙（MO）和橙黄IV（OG4）的去除性能和机理。考察了影响甲基橙（MO）和橙黄IV（OG4）去除性能的主要因素（不同材料,p H值,不同Ps浓度和不同初始浓度等）。结果表明:当复合材料投加量为1g/L,甲基橙（MO）和橙黄IV（OG4）的初始浓度分别为50mg/L,p H值为3,Ps浓度为2m M时,n ZVI/PANI复合材料在过硫酸盐存在的条件下对甲基橙（MO）和橙黄IV（OG4）的去除效率达到96.6%和92.9%。甲基橙（MO）和橙黄IV（OG4）的去除一方面是复合材料的吸附降解作用使得偶氮染料-N=N-断裂,另一方面是在过硫酸盐与Fe2+反应生成硫酸根自由基的作用下进一步被氧化降解成无机小分子H2O和CO2。（3）以酸改性的硅藻土（AMDE）作为载体,利用化学液相还原法合成负载型纳米零价铁,研究了AMDE负载n ZVI在过硫酸盐（Ps）存在的条件下,同时对刚果红和对硝基苯酚的去除性能。考察了不同材料,p H值,投加量以及共存阴离子等主要因素对吸附降解效果的影响,并研究了在过硫酸盐存在的条件下,复合材料对刚果红和对硝基苯酚的去除机理。结果表明,纳米零价铁复合材料（n ZVI/AMDE）对刚果红和对硝基苯酚的去除率可高达99.5%和99.3%。刚果红和对硝基苯酚在过硫酸盐与Fe2+反应生成硫酸根自由基的作用下还原为对氨基苯酚和其他无机小分子。
侯福荣[8]（2021）在《超声在酶促降解几丁质过程中的作用研究》文中指出几丁质是地球上含量第二丰富的天然生物多糖,但由于其强大的分子间/内氢键网络,使其具有高度有序的晶体结构,分子量大、溶解性差,很大程度上限制了它的应用。已有研究发现,几丁质经过降解后可降低其结晶度和分子量,提高其比表面积,使其具有良好的吸附能力,扩大其应用范围。目前,降解几丁质的方法有化学法、物理法和酶法,其中,超声与酶结合的方法可以加速酶促反应速率,实现大分子的有效降解。因此,为了获得一种降解几丁质的有效方法,扩大几丁质的应用范围,本研究将超声应用于几丁质的酶促降解过程中,通过探索超声对酶促降解效率、对几丁质酶分子、对几丁质降解产物结构和功能特性的影响,以及从降解产物应用的角度（降解产物对刚果红的吸附能力和吸附特性）说明超声在其中所发挥的作用。本文的主要研究内容如下:（1）超声对几丁质的酶促降解效率的影响通过探索不同超声条件对几丁质的酶促降解率的影响,发现在一定的条件下,超声有利于几丁质的酶促反应。在反应温度为50℃条件下,超声强度为25 W/m L,处理前35 min内有利于酶促反应的进行,并在20 min酶解效率达到最大（38.72%）,比未超声增加了27.93%;当超声强度和超声时间进一步增加,超声所发挥的促进作用逐渐减弱,甚至低于对照组酶解效率。几丁质的酶促反应速率常数随着温度从20℃升高到50℃而逐渐增大,当温度继续升高时,反应速率常数开始下降,声酶解反应的速率常数甚至低于酶解,说明超声不改变几丁质酶的最适反应温度。在相同条件下,声酶解反应的活化能（Activation energy,Ea）、焓变（Enthalpy changes,ΔH）和熵变（Entropy change,ΔS）均低于酶解反应,说明超声提高酶与底物的碰撞频率,从而提高产物转化效率。与酶解反应相比,声酶解反应使几丁质降解产物的粘度分子量（Viscosity-average molecular weight,Mv）从247.78k Da降低到92.98 k Da,但是单纯的超声处理则对其Mv几乎无影响,说明超声主要通过促进酶促反应提高几丁质降解效率。（2）超声对几丁质酶性质和结构的影响利用不同超声条件处理几丁质酶,分析超声对几丁质酶活性的影响,发现在一定条件下,超声有利于几丁质酶的活化。当以25 W/m L的超声强度处理20 min时（25℃）,几丁质酶的酶活性比未处理时提高了19.17%（从1.22 U增加到1.45U）。经过超声处理后几丁质酶的最大反应速率Vmax增加了10.91%,米氏常数Km降低了11.84%,说明超声提高了几丁质酶与底物之间的亲和力。几丁质酶对大多数金属离子不敏感,且超声处理不影响几丁质酶对大多数金属离子(Mn2+和Mg2+除外)的耐受性。超声改变了几丁质酶二级结构组成的含量（α-螺旋和β-转角含量下降,β-折叠和无规卷曲含量增加）,使几丁质酶表面的色氨酸数量减少。利用原子力显微镜（Atomic Force Microscopy,AFM）力谱技术,分析超声对几丁质酶与几丁质之间结合力的影响进一步说明超声在酶解过程中对几丁质酶的影响。通过统计几丁质酶与几丁质之间典型力-距离曲线,发现在0.3μm/s的拉伸速率下,超声处理几丁质酶20 min后可使几丁质酶与几丁质之间的结合力从未处理时的71±12 p N增加到105±23 p N。随着超声处理几丁质酶时间的增加,几丁质酶与几丁质之间的结合力逐渐增加,并与几丁质酶的活性呈现相似的变化趋势,从而验证了在酶动力学中得出的超声作用增强酶与底物之间结合力的结论。（3）超声在几丁质声酶解过程中对产物结构和功能性质的影响利用不同手段分析酶解和声酶解对几丁质降解产物的结构特性、理化特性和流变特性的影响。酶解后几丁质的颗粒变小,超声则可以加速破坏几丁质的晶体结构,使几丁质酶更易发挥其降解作用,因此酶解和声酶解产物的结晶度、微晶尺寸以及晶格面的d间距降低,但并未引起几丁质基本结构的变化。几丁质酶或超声不会造成几丁质产生较大程度的脱乙酰,但可显着降低几丁质的粒径(D4,3从未处理的301.80μm分别减小到酶解后以及声酶解后的175.40μm和128.60μm)。根据热力学性质分析,由于酶解和声酶解后几丁质分子量降低,因此使其热稳定性降低（最高热分解温度和熔化热降低）。在低剪切速率下,随着剪切速率的增加,酶解和声酶解不影响几丁质的剪切变稀现象,不改变其流体类型及弹性凝胶特性。（4）声酶解对几丁质吸附刚果红的影响将酶解和声酶解后的几丁质样品作为刚果红吸附剂,分析酶解和声酶解对几丁质吸附能力的影响。随着刚果红浓度从100 mg/L增加到300 mg/L（几丁质用量恒定）,或者随着几丁质用量从1 mg增加到2 mg（刚果红浓度一定）时,几丁质对刚果红的去除率均逐渐增加,且酶解和声酶解产物对刚果红表现出更高的吸附能力和去除效率。Langmuir等温吸附模型及伪二级动力学模型是相对最适合描述几丁质吸附刚果红过程的模型,表现为单层吸热且易于发生的物理吸附过程。酶解和声酶解使几丁质具有更大的比表面积和更高的孔隙率,有利于刚果红的扩散和填充,提高了几丁质的吸附能力,但并不影响其吸附特性,为几丁质降解产物的应用提供了一定研究基础。
郑立友[9]（2020）在《生育红的合成、化学稳定性及其与油脂回色的相关性研究》文中认为色泽是影响消费者选购油品的直观且重要的因素,有效抑制食用油在贮运、使用过程中的油脂回色现象是油脂行业迫切需要解决的难题。已有充分证据表明,油脂回色实质上是内外因素共同作用下油脂体系的氧化失稳所致,油中内源性γ-生育酚的邻醌类衍生物——生育红是回色关键物质之一,研究探明生育红的氧化稳定性有助于揭示回色机理。为此,本文在生育红合成、结构鉴定基础上,系统研究了生育红的抗氧化活性,考察了其在脂质基质中的氧化稳定性及其影响因素,并与油脂回色现象相关联。主要研究结果如下:首先,以混合生育酚为原料,采用浓硝酸氧化法合成生育红,并采用薄层色谱（TLC）、高压制备液相色谱分离纯化首次获得高纯度生育红单体。结果表明,采用反相高压制备液相色谱可由混合生育酚制得纯度为96%的γ-生育酚,进一步与浓硝酸在无水乙醇溶液中加热反应,所得产物经三次TLC分离制得纯度约为85%生育红粗品,而后采用反相高压制备液相色谱一步分离得到纯度98%的生育红单体。经紫外可见光谱、核磁共振氢谱和超高效液相色谱串联四级杆飞行时间质谱（UPLC-QTOF-MS）鉴定确认所得产物为生育红。其次,采用超高效合相色谱串联四级杆飞行时间质谱（UPC2-QTOF-MS）和高效液相色谱串联二极管阵列检测器（HPLC-PDA）研究了生育红的热和光稳定性及呈色反应。结果表明,在油脂制炼常规温度（50?150oC）范围内,生育红的热失稳呈温度依赖关系,且遵循ν=1×10-5e0.0335T(ν为速率,mg·kg-1·min-1;T为温度,K),热失稳表观活化能（Ea）为38.54 k J/mol,对热不稳定;加热过程中基质色泽逐渐加深,源于部分生育红热反应生成生育红二聚体。溶剂中生育红的降解受紫外光类型和溶剂极性影响,降解速率为短波紫外线（UVC）>长波紫外线（UVA）,极性溶剂>非极性溶剂;生育红对光不稳定,低温UV照射过程中基质色泽逐渐变浅,生育红发生光化学反应,裂解为多种小分子物质所致。再次,采用DPPH法、FRAP法、Rancimat法和Schaal烘箱法系统研究了生育红的抗氧化活性。结果表明,在纯溶剂基质中,生育红清除DPPH自由基活性显着低于γ-生育酚,与FRAP法结论一致。在纯化的玉米油甘油三酯基质中,采用Rancimat法发现生育红的诱导时间随其浓度增加（0?1000 mg/kg）而延长,但短于γ-生育酚,并与同浓度的γ-生育酚存在拮抗效应;由Schaal烘箱法（55oC,50天）发现生育红能显着抑制氢过氧化物和共轭二烯等一级氧化产物和醛类等二级氧化产物的形成,且随着浓度的增加（100?500 mg/kg）,基质的氧化水平有所升高,存在抗氧化效率损失现象,但依旧显着优于γ-生育酚组。总之,脂质基质中低温（<60oC）下生育红的抗氧化活性显着优于γ-生育酚;高温（110?120oC）下生育红的抗氧化活性显着弱于γ-生育酚。加速氧化实验中,脂质基质色泽逐渐变浅,生育红含量显着降低,表明生育红作为抗氧化剂参与脂质氧化过程,引起自身消耗,这也与油脂回色中生育红含量逐渐降低的现象相一致。最后,在棕榈酸甲酯、油酸甲酯和亚油酸甲酯等脂质基质中避光研究了生育红的氧化稳定性,探究了其色泽转化机理及与油脂回色的相关性。结果表明,脂质基质色泽与生育红呈浓度依赖关系,即生育红浓度越高,基质色泽越高;生育红失稳反应与基质不饱和程度密切相关,失稳速率为亚油酸甲酯>油酸甲酯>棕榈酸甲酯;同一脂质基质中,失稳速率随温升（90?120oC）显着增加（p<0.05）;热力学稳定性研究表明生育红失稳属于吸热、向有序方向进行且非自发的反应。采用UPC2-QTOF-MS分离生育红与脂肪酸甲酯的热氧化反应产物,推测其色泽转化机理为生育红与脂质自由基的偶合,延缓了脂质氧化链式反应的传播;因伴生的偶合物无邻醌羰基结构且共轭结构并未延长,导致色泽的降低。但随后的避光储存实验发现基质整体色泽有所回升,由此推断生育红与氧化脂肪酸甲酯的偶合物为潜在的油脂回色前体物质。综上,本文首次高效制备了高纯度生育红单体,考察了生育红的热、光稳定性与呈色反应,着重研究了脂质基质中生育红的氧化稳定性,揭示了生育红的色泽转化机理并与油脂回色相关联,为进一步研究油脂回色机理奠定了基础。
余力[10]（2020）在《铁-铵氯盐在铜砷分离过程的翼庇效应机理研究》文中提出铜是一种战略资源,在国民经济发展中起着重要作用,但随着数十年的大规模开采,高品位、易选别的铜矿资源已被消耗殆尽。对品位低、嵌布粒度细、杂质含量高的难处理铜矿的开发成为目前的研究重点,其中高砷铜矿是典型的代表。在国内大部分高砷铜矿床中铜矿物以黄铜矿为主、砷矿物以砷黄铁矿为主,黄铜矿与砷黄铁矿的浮选分离一直是选矿研究中的难点问题。论文以黄铜矿和砷黄铁矿为研究对象,应用量子化学计算,研究了黄铜矿和砷黄铁矿晶体的化学键结构和表面驰豫。通过单矿物浮选试验,确定了常见离子对黄铜矿和砷黄铁矿浮选的影响。发现了铁-铵氯盐能在保证黄铜矿较好可浮性的同时,实现对砷黄铁矿的抑制。在此基础上提出了药剂的“翼庇效应”,即两种矿物浮选分离时,加入调整剂A（Fe Cl3）抑制非目的矿物（砷黄铁矿）,同时加入调整剂B（NH4Cl）对目的矿物（黄铜矿）起到屏蔽、保护等作用,减少调整剂A对目的矿物的抑制作用,实现矿物的选择性分离。论文运用XPS、To F-SIMS表面分析、微区电化学分析、Zeta电位测试、量子化学计算等手段,重点分析了铁-铵氯盐在黄铜矿和砷黄铁矿表面的作用机理,对Fe Cl3对砷黄铁矿和黄铜矿的抑制机理及NH4Cl对黄铜矿的活化机理进行了深入分析阐释。最后,通过对云南某高砷铜矿进行浮选试验,将机理研究成果在实际矿石浮选中应用。矿物晶体及表面计算发现,黄铜矿和砷黄铁矿的S-Fe键性质类似,黄铜矿表面弛豫比砷黄铁矿明显,弛豫后的黄铜矿表面呈现“富硫”的状态,黄铜矿和砷黄铁矿表面的Fe原子相对于S和Cu原子具有更强的活性。热力学计算结果表明,砷黄铁矿较黄铜矿在溶液中易被氧化,在碱性条件下两种矿物所需的氧化电位更低,更容易被氧化。单矿物浮选试验结果表明,Fe3+、Mg2+、Ca2+和Pb2+等离子对砷黄铁矿的浮选有一定抑制效果,其中Fe3+的抑制作用最强。Cu2+在砷黄铁矿浮选过程表现出较为明显的活化行为,NH4+和Al3+对砷黄铁矿浮选的影响不明显。Fe3+、Mg2+和Ca2+在碱性条件下对黄铜矿也有一定抑制作用,Cu2+和NH4+能在碱性环境下对黄铜矿起到活化作用,但单一使用一种离子无法实现黄铜矿与砷黄铁矿的有效分离。通过离子复配浮选试验,发现铁-铵氯盐的复配可以在抑制砷黄铁矿的同时,“保护”黄铜矿的上浮,可实现较好的铜砷分离效果。机理研究发现,FeCl3加入后矿物表面的Zeta电位提高,矿物表面的氧化程度加深。矿物表面产生更多的亲水性物质（氢氧化铁、砷酸盐、亚砷酸盐、硫酸盐和亚硫酸盐）,导致砷黄铁矿可浮性降低。在高p H条件下,由于砷黄铁矿表面上存在As和Fe的氧化残留物,S的氧化受到一定程度的阻碍。量化计算发现Fe3+能取代砷黄铁矿表面的As原子而不能取代砷黄铁矿表面的S原子,Fe3+和Fe（OH）3均能在砷黄铁矿表面吸附,Fe3+在砷黄铁矿表面吸附的最佳位点为中心位点;Fe（OH）3在砷黄铁矿表面最佳的吸附方式为侧位吸附,此时Fe（OH）3靠近矿物表面的两个羟基也向远离矿物表面的方向移动,Fe（OH）3中的羟基难与矿物表面作用,而参与反应的主要是分子中的Fe原子。FeCl3在黄铜矿表面作用,导致矿物表面Fe位点氧化程度加深,而对Cu、S位点没有明显影响,在矿物表面发现更多的亲水化合物Fe（OH）3。Fe（OH）3在黄铜矿表面的吸附能为负值,最佳的吸附方式为正位吸附,Fe Cl3在矿物表面作用导致黄药的吸附量降低,矿物的可浮性减弱。NH4Cl加入后,黄铜矿表面的亲水氧化物并没有减少,但黄药的吸附量明显增加。量子化学计算结果表明NH4Cl中的有效成分NH3与黄铜矿表面的Cu位点反应,导致Cu和S原子之间的电子作用减弱,Cu位点的正电荷增加,活性增强,强化了黄原酸根在矿物表面的作用,使得黄铜矿被活化。实际矿石浮选试验结果表明:云南某高砷铜矿原矿含铜0.76%,含砷1.03%,采用基于翼庇效应的铁-铵氯盐混合药剂作为调整剂,可获得铜精矿Cu品位23.88%,回收率88.45%,含砷0.43%,实现了铜资源的有效回收。
二、氧化剂和金属离子对刚果红光化学反应的影响（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、氧化剂和金属离子对刚果红光化学反应的影响（论文提纲范文）
（1）多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染概述 |
| 1.1.2 水环境质量标准 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 印染废水污染现状 |
| 1.2.2 印料废水的危害 |
| 1.2.3 印染废水常规处理技术 |
| 1.3 絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 混凝法及絮凝剂的分类 |
| 1.3.2 絮凝剂国内外研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究背景及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 多活性基团絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.2 P(AM-HFBMA)絮凝剂的合成方法 |
| 2.3 絮凝剂特性的测定方法 |
| 2.3.1 固含量的测定方法 |
| 2.3.2 阳离子度的测定方法 |
| 2.3.3 分子量的测定方法 |
| 2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 差热-热重（DSC-TGA）分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.4 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.5 核磁共振分析 |
| 2.4.6 氮气吸附-脱附测量分析 |
| 2.4.7 扫描电镜图像分析 |
| 2.5 混凝实验方法及机理分析方法 |
| 2.5.1 混凝实验方法 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 第3章 富含离子基团的微生物絮凝剂合成及其对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成条件优化 |
| 3.2.1 引发剂的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.2 MBF与AM质量比对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.3 DAC的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.4 反应温度对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.5 引发时间对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.6 p H对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.3 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的分子结构及特性研究 |
| 3.3.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂组成与结构研究 |
| 3.3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂热稳定性研究 |
| 3.3.3 MBF-g-P(AM-DAC)的合成机理 |
| 3.4 MBF-g-P(AM-DAC)对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.4.1 MBF-g-P(AM-DAC)投加量和沉降时间对刚果红去除率的影响研究 |
| 3.4.2 絮体粒径大小分布和表面特征研究 |
| 3.4.3 Zeta电位分析 |
| 3.5 MBF-g-P(AM-DAC)及其所产絮体的吸附性能 |
| 3.5.1 N_2吸附-脱附曲线(BET)分析 |
| 3.5.2 吸附等温线分析 |
| 3.6 模拟废水中刚果红去除机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 含氟碳基团的有机高分子絮凝剂合成及对多种模拟染料废水处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 P(AM-HFBMA)的合成及组成结构研究 |
| 4.2.1 P(AM-HFBMA)的合成 |
| 4.2.2 P(AM-HFBMA)的组成结构研究 |
| 4.2.3 P(AM-HFBMA)的合成机理 |
| 4.2.4 P(AM-HFBMA)的特性研究 |
| 4.3 P(AM-HFBMA)对多种染料的处理研究 |
| 4.3.1 P(AM-HFBMA)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.3.2 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3.3 p H对脱色效果的影响 |
| 4.4 P(AM-HFBMA)及其絮体的吸附特性研究 |
| 4.4.1 吸附动力学分析 |
| 4.4.2 吸附等温线分析 |
| 4.5 P(AM-HFBMA)对染料的去除机理研究 |
| 4.5.1 紫外可见吸收光谱和红外光谱分析 |
| 4.5.2 Zeta电位分析 |
| 4.6 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较及应用前景分析 |
| 4.6.1 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较 |
| 4.6.2 P(AM-HFBMA)应用前景分析 |
| 4.7 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 |
| 攻读硕士学位期间科研成果及获奖情况 |
（2）MOF及其衍生物的复合体系用于六价铬及有机污染物去除的性能研究（论文提纲范文）
| 致谢1 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 光催化技术研究进展 |
| 1.2.1 光催化还原重金属污染物 |
| 1.2.2 光催化氧化降解有机污染物 |
| 1.3 金属有机骨架材料及其衍生物 |
| 1.3.1 金属有机骨架简介 |
| 1.3.2 金属有机骨架衍生物简介 |
| 1.4 选题的目的及意义 |
| 第2章 BUC-21/Cd_(0.5)Zn_(0.5)S复合物在可见光下光催化去除六价铬和有机染料的性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 BUC-21/Cd_(0.5)Zn_(0.5)S复合物的制备 |
| 2.2.3 表征与检测手段 |
| 2.2.4 光催化性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 BUC-21、Cd_(0.5)Zn_(0.5)S及其复合物的表征 |
| 2.3.2 BUC-21、Cd_(0.5)Zn_(0.5)S及其复合物光催化性能研究 |
| 2.3.3 B100C100 的可重复利用性及稳定性探究 |
| 2.3.4 B100C100 光催去除污染物机理探究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 NH_2-UiO-66/PTCDA复合物在可见光下光催化还原六价铬和活化PDS降解双酚A的性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验所用试剂及仪器 |
| 3.2.2 NH_2-UiO-66/PTCDA复合物的制备 |
| 3.2.3 表征与检测手段 |
| 3.2.4 光催化性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 NH_2-UiO-66、PTCDA及其复合物的表征 |
| 3.3.2 NH_2-UiO-66、PTCDA及其复合物的光催化性能探究 |
| 3.3.3 NU100P10 的可重复利用性及稳定性探究 |
| 3.3.6 NU100P10 光催去除污染物机理探究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 ZIF-8 衍生ZIF-NC/PTCDA复合物在可见光下光催活化PDS降解诺氟沙星的性能探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验所用试剂及仪器 |
| 4.2.2 ZIF-NC/PTCDA复合物的制备 |
| 4.2.3 表征与检测手段 |
| 4.2.4 光催化性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 ZIF-NC、PTCDA及其复合物的表征 |
| 4.3.2 ZIF-NC、PTCDA及其复合物的光催化降解诺氟沙星性能探究 |
| 4.3.3 P120Z80 的可循环利用性及稳定性探究 |
| 4.3.4 P120Z80 光催去除污染物机理探究 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间研究成果 |
（3）电化学方法碳点的制备及在食品检测中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写注解 |
| 1 绪论 |
| 1.1 食品检测的意义 |
| 1.1.1 食品中重金属离子的检测 |
| 1.1.2 食品中L-抗坏血酸的检测 |
| 1.1.3 食品中pH值的检测 |
| 1.2 CDs及其制备 |
| 1.2.1 CDs简介 |
| 1.2.2 CDs的制备方法 |
| 1.3 CDs在食品检测中的应用 |
| 1.3.1 CDs基于“荧光淬灭”对食品的检测 |
| 1.3.2 CDs基于“荧光增强”对食品的检测 |
| 1.4 论文的选题意义及研究内容 |
| 2 以邻苯二胺为碳源电化学合成黄色荧光碳点用于检测Fe~(3+)和抗坏血酸 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备与仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 Y-CDs的表征 |
| 2.3.2 Y-CDs对铁离子的定量 |
| 2.3.3 Y-CDs对VC的定量 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 以刚果红为碳源电化学法合成蓝色荧光碳点用于检测pH值和Cu~(2+) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与试剂 |
| 3.2.2 实验设备与仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 B-CDs的表征 |
| 3.3.2 B-CDs对不同pH值的荧光响应 |
| 3.3.3 B-CDs荧光检测Cu~(2+) |
| 3.3.4 B-CDs荧光检测Cu~(2+)机理 |
| 3.3.5 实际样品检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 以1,2,4-三氨基苯胺为碳源电化学合成红色荧光碳点用于pH值测定 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与试剂 |
| 4.2.2 实验设备与仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 R-CDs的表征 |
| 4.3.2 R-CDs对pH的传感 |
| 4.3.3 R-CDs对pH的传感机理的研究 |
| 4.3.4 R-CDs对自来水pH值的传感检测 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A (攻读学位期间的主要学术成果) |
| 致谢 |
（4）自由基与非自由基协同介导流通式电催化系统超快降解有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 AOPs概述 |
| 1.2.1 Fenton反应 |
| 1.2.2 臭氧氧化 |
| 1.2.3 光催化氧化 |
| 1.2.4 超声氧化 |
| 1.2.5 过硫酸盐氧化 |
| 1.3 国内外研究成果与进展综述 |
| 1.3.1 碳材料活化 |
| 1.3.2 过渡金属活化 |
| 1.4 本论文主要研究内容 |
| 1.5 研究路线 |
| 1.6 研究特色 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的合成方法 |
| 2.2.1 羧基化碳纳米管的制备 |
| 2.2.2 nZVC-CNT复合膜的制备 |
| 2.2.3 Pd-CNT复合膜的制备 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 场发射电子显微镜(Field emission scanning electron microscope,FESEM) |
| 2.3.2 场发射透射电子显微镜(Field emission transmission electron microscope,FETEM) |
| 2.3.3 X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy,XPS) |
| 2.3.4 X射线衍射能谱(X-ray diffraction,XRD) |
| 2.3.5 厚度测试 |
| 2.3.6 接触角测试 |
| 2.3.7 氮气等温吸附/脱附测试 |
| 2.3.8 机械强度测试 |
| 2.4 实验设计与方法 |
| 2.4.1 实验设计 |
| 2.4.2 刚果红电化学过滤实验 |
| 2.4.3 操作条件对刚果红降解的影响 |
| 2.4.4 活性氧的识别 |
| 2.4.5 nZVC-CNT复合膜的再生实验 |
| 2.4.6 模拟实际废水实验 |
| 2.5 分析及计算方法 |
| 2.5.1 测试分析方法 |
| 2.5.2 密度泛函理论(DFT)计算 |
| 第三章 nZVC-CNT复合膜的表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料的表征分析 |
| 3.2.1 场发射扫描电镜(FESEM)和场发射透射电镜(FETEM)分析 |
| 3.2.2 X 射线衍射仪(XRD)和X 射线光电子能谱分析仪(XPS)分析 |
| 3.2.3 热重分析(TGA) |
| 3.2.4 其他表征 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 电活性nZVC-CNT滤膜体系活化PMS超快氧化水中有机染料的机制分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 活化PMS对有机污染物的降解 |
| 4.3 机理研究 |
| 4.3.1 活性物质的识别 |
| 4.3.2 nZVC-CNT与 PMS的相互作用 |
| 4.3.3 刚果红的活性位点及其降解途径 |
| 4.4 影响因素 |
| 4.4.1 催化剂负载和电场的影响 |
| 4.4.2 溶液pH影响 |
| 4.4.3 流速影响 |
| 4.4.4 共存离子影响 |
| 4.5 系统效能评估 |
| 4.6 结论 |
| 第五章 电活性Pd-CNT滤膜体系活化PMS超快氧化水中有机染料 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料的表征分析 |
| 5.3 H*的演化 |
| 5.4 活性H*的识别 |
| 5.5 活化PMS对有机污染物的降解 |
| 5.6 活性氧的识别 |
| 5.7 稳定性分析 |
| 5.8 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（5）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 |
（6）功能化磁性凹凸棒的制备及其在废水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源现状 |
| 1.1.2 印染废水及其危害 |
| 1.1.3 重金属废水及其危害 |
| 1.2 印染废水处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 重金属离子废水处理技术 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 离子交换法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 膜分离法 |
| 1.3.5 电化学处理法 |
| 1.4 凹凸棒土 |
| 1.4.1 凹凸棒土简介 |
| 1.4.2 凹凸棒土的性质 |
| 1.4.3 凹凸棒土的改性 |
| 1.4.4 凹凸棒土在水处理中的应用 |
| 1.5 研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 傅里叶变换红外光谱(FT-IR)分析 |
| 2.2.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.3 比表面积和孔径(BET)分析 |
| 2.2.4 Zeta电位分析 |
| 2.2.5 磁学性能分析(VSM) |
| 2.2.6 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.7 透射电镜(TEM)分析 |
| 2.3 材料的吸附性能测试 |
| 2.3.1 材料对刚果红的吸附 |
| 2.3.2 材料对Pb~(2+)的吸附 |
| 2.3.3 吸附机理研究 |
| 第三章 改性凹凸棒土的制备与表征 |
| 3.1 改性凹凸棒土的制备 |
| 3.1.1 凹凸棒土的提纯 |
| 3.1.2 改性凹凸棒土的制备 |
| 3.2 改性凹凸棒土的结构性能表征 |
| 3.2.1 FT-IR分析 |
| 3.2.2 XRD分析 |
| 3.2.3 比表面积分析 |
| 3.2.4 Zeta电位分析测量 |
| 3.2.5 VSM分析 |
| 3.2.6 SEM分析 |
| 3.2.7 TEM分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 改性凹凸棒土对刚果红的吸附性能研究 |
| 4.1 材料对刚果红的吸附性能 |
| 4.1.1 pH对刚果红吸附的影响 |
| 4.1.2 吸附时间对刚果红吸附的影响 |
| 4.1.3 刚果红初始浓度对材料吸附的影响 |
| 4.1.4 温度对刚果红吸附的影响 |
| 4.1.5 刚果红正交实验 |
| 4.2 ATP-Fe_3O_4-PEI对刚果红的吸附机理 |
| 4.2.1 吸附动力学分析 |
| 4.2.2 等温吸附模型分析 |
| 4.2.3 吸附机理分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 改性凹凸棒土对Pb~(2+)的吸附性能研究 |
| 5.1 材料对Pb~(2+)的吸附性能 |
| 5.1.1 pH对 Pb~(2+)吸附的影响 |
| 5.1.2 吸附时间对Pb~(2+)吸附的影响 |
| 5.1.3 Pb~(2+)初始浓度对材料吸附的影响 |
| 5.1.4 温度对Pb~(2+)吸附的影响 |
| 5.2 ATP-Fe_3O_4-APTES对 Pb~(2+)的吸附机理 |
| 5.2.1 材料吸附Pb~(2+)前后XPS分析 |
| 5.2.2 吸附动力学分析 |
| 5.2.3 等温吸附模型分析 |
| 5.2.4 吸附热力学分析 |
| 5.2.5 ATP-Fe_3O_4-APTES对 Pb~(2+)的吸附机理 |
| 5.3 ATP-Fe_3O_4-PEI和 ATP-Fe_3O_4-APTES两种材料表面吸附特性对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望及今后工作的开展 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）纳米零价铁复合材料对水体污染物去除性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水体污染现状及治理方法 |
| 1.3 不同材料在污水处理中的应用研究 |
| 1.3.1 纳米零价铁及其复合材料吸附降解污染物的研究 |
| 1.3.2 聚苯胺作为吸附材料在污水处理中的研究进展 |
| 1.3.3 天然矿物在污水处理中的应用 |
| 1.4 高级氧化技术(AOPs)在污染物去除中的研究应用 |
| 1.5 本课题研究意义和主要内容 |
| 第2章 聚苯胺负载纳米零价铁对孔雀绿和Cr(Ⅵ)的去除研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 材料的制备 |
| 2.1.3 吸附降解实验 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 材料的结构与表征 |
| 2.2.2 不同材料和污染物初始浓度对Cr(Ⅵ)和孔雀绿去除的影响 |
| 2.2.3 不同温度对Cr(Ⅵ)和孔雀绿去除的影响 |
| 2.2.4 不同pH对Cr(VI)和孔雀绿去除的影响 |
| 2.2.5 投加量对Cr(Ⅵ)和孔雀绿去除的影响 |
| 2.2.6 共存阴离子对Cr(Ⅵ)和孔雀绿去除的影响 |
| 2.2.7 吸附动力学 |
| 2.2.8 吸附等温线 |
| 2.2.9 降解动力学 |
| 2.2.10 动态循环吸附实验 |
| 2.2.11 吸附降解机理 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 聚苯胺负载纳米零价铁活化过硫酸盐对甲基橙和橙黄IV的去除研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 材料的制备 |
| 3.1.3 吸附降解实验 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 不同材料对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.2 不同Ps浓度对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.3 pH对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.4 nZVI含量对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.5 温度对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.6 自由基终止剂对甲基橙和橙黄Ⅳ吸附降解的影响 |
| 3.2.7 降解动力学 |
| 3.2.8 吸附降解机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 酸改性硅藻土负载纳米零价铁活化过硫酸盐对刚果红和对硝基苯酚的去除研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 材料的制备 |
| 4.1.3 吸附降解实验 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 材料的结构与表征 |
| 4.2.2 不同材料对刚果红和对硝基苯酚去除效果的影响 |
| 4.2.3 不同pH对刚果红和对硝基苯酚去除效果的影响 |
| 4.2.4 复合材料投加量对刚果红和对硝基苯酚去除效果的影响 |
| 4.2.5 不同温度对刚果红和对硝基苯酚去除效果的影响 |
| 4.2.6 不同共存阴离子对刚果红和对硝基苯酚去除的影响 |
| 4.2.7 降解动力学 |
| 4.2.8 吸附降解机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（8）超声在酶促降解几丁质过程中的作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 几丁质及其降解产物的研究概述 |
| 1.1.1 几丁质的研究概述 |
| 1.1.2 几丁质降解产物的研究概述 |
| 1.2 几丁质酶的研究概述 |
| 1.2.1 几丁质酶的来源及分类 |
| 1.2.2 几丁质酶的结构 |
| 1.2.3 几丁质酶在降解几丁质方面的应用 |
| 1.3 超声在酶促反应中的应用研究进展 |
| 1.3.1 超声在酶促反应中对酶的影响 |
| 1.3.2 超声在酶促反应中对底物的影响 |
| 1.3.3 超声在酶促反应中对传质过程的影响 |
| 1.4 本论文的立题背景、研究意义、研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 立题背景和研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 超声对几丁质的酶促降解效率的影响 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品制备 |
| 2.2.2 酶解反应 |
| 2.2.3 声酶解反应 |
| 2.2.4 酶促降解反应动力学 |
| 2.2.5 酶促降解反应热力学 |
| 2.2.6 特性粘度和粘度平均分子量(M_v) |
| 2.2.7 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 超声作用条件对几丁质酶解效率的影响 |
| 2.3.2 超声对酶促降解反应动力学的影响 |
| 2.3.3 超声对酶促降解反应热力学参数的影响 |
| 2.3.4 特性粘度和粘度平均分子量M_v |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 超声对几丁质酶性质及结构的影响 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 样品制备 |
| 3.2.2 几丁质酶活性的测定 |
| 3.2.3 超声处理几丁质酶 |
| 3.2.4 几丁质酶的酶动力学研究 |
| 3.2.5 几丁质酶的金属离子耐受性 |
| 3.2.6 几丁质酶的结构测定 |
| 3.2.7 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 超声作用条件对几丁质酶活性的影响 |
| 3.3.2 超声对几丁质酶的酶动力学的影响 |
| 3.3.3 超声对几丁质酶金属离子耐受性的影响 |
| 3.3.4 超声对几丁质酶结构的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 超声对几丁质酶与几丁质之间结合力的影响 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品制备 |
| 4.2.2 AFM探针修饰 |
| 4.2.3 AFM力谱测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 典型力-距离曲线 |
| 4.3.2 超声对几丁质酶和几丁质相互作用力的影响 |
| 4.3.3 不同处理时间对几丁质酶和几丁质相互作用力的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 超声在几丁质酶解过程中对其结构和性质的影响 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 样品制备 |
| 5.2.2 结构特性 |
| 5.2.3 理化特性 |
| 5.2.4 流变特性 |
| 5.2.5 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 结构特性 |
| 5.3.2 理化特性 |
| 5.3.3 流变特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 声酶解对几丁质吸附刚果红的影响 |
| 6.1 实验材料与仪器 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验仪器 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 样品制备 |
| 6.2.2 刚果红吸附实验 |
| 6.2.3 几丁质对刚果红的吸附等温线 |
| 6.2.4 几丁质对刚果红的吸附动力学 |
| 6.2.5 几丁质吸附热力学参数 |
| 6.2.6 模型拟合系数 |
| 6.2.7 几丁质样品表征 |
| 6.2.8 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同刚果红初始浓度和几丁质用量对其吸附能力的影响 |
| 6.3.2 吸附等温线 |
| 6.3.3 吸附动力学 |
| 6.3.4 吸附热力学 |
| 6.3.5 几丁质样品的表征 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 在学期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（9）生育红的合成、化学稳定性及其与油脂回色的相关性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 油脂回色 |
| 1.2 γ-生育酚及其氧化 |
| 1.2.1 γ-生育酚 |
| 1.2.2 γ-生育酚的抗氧化与自身氧化 |
| 1.3 生育红与油脂回色 |
| 1.4 物质光、热稳定性研究 |
| 1.5 醌类物质抗氧化研究 |
| 1.5.1 抗氧化活性评价 |
| 1.5.2 醌类物质抗氧化机理研究 |
| 1.6 生育酚及其衍生物的分析检测 |
| 1.7 研究背景与意义 |
| 1.8 课题主要研究内容 |
| 第二章 生育红的合成与鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与仪器 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 生育酚单体的分离 |
| 2.3.2 生育酚高效液相色谱分析 |
| 2.3.3 生育红的合成 |
| 2.3.4 生育红高效液相色谱分析 |
| 2.3.5 生育红的分离纯化 |
| 2.3.6 生育红的表征 |
| 2.3.7 数据处理与分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 γ-生育酚的制备研究 |
| 2.4.2 生育红的制备研究 |
| 2.4.3 生育红的结构分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生育红的热、光稳定性与呈色反应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与仪器 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 生育红含量测定 |
| 3.3.2 生育红的热稳定性 |
| 3.3.3 生育红的光稳定性 |
| 3.3.4 产物鉴定 |
| 3.3.5 数据处理与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 生育红热稳定性与呈色反应 |
| 3.4.2 生育红光稳定性与呈色反应 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生育红的抗氧化作用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与仪器 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 化学分析法 |
| 4.3.2 纯化玉米油甘油三酯基质评价 |
| 4.3.3 Rancimat法 |
| 4.3.4 Schaal烘箱法 |
| 4.3.5 生育红和γ-生育酚含量测定 |
| 4.3.6 数据处理与分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 化学法评价生育红的抗氧化作用分析 |
| 4.4.2 高温下生育红的抗氧化作用分析 |
| 4.4.3 低温下生育红的抗氧化作用分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生育红的氧化稳定性及与油脂回色的相关性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与仪器 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 加热处理 |
| 5.3.2 生育红含量测定 |
| 5.3.3 脂质基质中生育红的反应特性 |
| 5.3.4 生育红的氧化稳定性研究 |
| 5.3.5 产物鉴定 |
| 5.3.6 数据处理与分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 脂质基质的不同饱和度对生育红反应特性的影响 |
| 5.4.2 生育红的氧化稳定性分析 |
| 5.4.3 脂质基质中生育红的色泽转化机理及与油脂回色相关性 |
| 5.5 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 :作者在攻读博士学位期间的研究成果 |
（10）铁-铵氯盐在铜砷分离过程的翼庇效应机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 铜、砷矿产资源概述 |
| 1.1.1 铜资源概述 |
| 1.1.2 砷资源概况 |
| 1.1.3 黄铜矿和砷黄铁矿的性质 |
| 1.2 黄铜矿和砷黄铁矿的浮选理论及研究进展 |
| 1.2.1 黄铜矿的浮选研究进展 |
| 1.2.2 砷黄铁矿的浮选研究进展 |
| 1.3 黄铜矿和砷黄铁矿浮选分离现状 |
| 1.3.1 无机抑制剂 |
| 1.3.2 有机抑制剂 |
| 1.3.3 铜砷浮选分离其他方法 |
| 1.4 课题的研究内容及意义 |
| 第二章 理论计算及试验研究方法 |
| 2.1 理论计算及计算平台 |
| 2.1.1 薛定谔方程 |
| 2.1.2 密度泛函理论 |
| 2.1.3 交换相关泛函 |
| 2.1.4 CASTEP简介 |
| 2.2 试验原料及研究方法 |
| 2.2.1 试验原料 |
| 2.2.2 试验设备及药剂 |
| 2.2.3 纯矿物浮选试验 |
| 2.2.4 X射线衍射分析 |
| 2.2.5 X射线光电子能谱分析 |
| 2.2.6 ICP-MS分析 |
| 2.2.7 红外光谱分析 |
| 2.2.8 黄药吸附量测试 |
| 2.2.9 Zeta电位及p H控制 |
| 2.2.10 电化学微区交流阻抗(LEIS)测试 |
| 2.2.11 飞行时间二次离子质谱仪分析 |
| 2.3 重要的试验步骤 |
| 第三章 铜砷矿物晶体结构及表面性质研究 |
| 3.1 天然砷黄铁矿晶体几何和电子结构 |
| 3.1.1 天然砷黄铁矿晶体几何结构 |
| 3.1.2 能带和态密度分析 |
| 3.1.3 原子和键的布居分析 |
| 3.1.4 电荷密度分析 |
| 3.1.5 砷黄铁矿表面弛豫表征 |
| 3.2 天然黄铜矿晶体几何和电子结构 |
| 3.2.1 天然黄铜矿晶体几何结构 |
| 3.2.2 能带和态密度分析 |
| 3.2.3 原子和键的布居分析 |
| 3.2.4 电荷密度分析 |
| 3.2.5 黄铜矿表面弛豫表征 |
| 3.3 砷黄铁矿和黄铜矿溶液中表面反应的热力学计算 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 离子对铜砷矿物浮选的影响 |
| 4.1 单一离子对砷黄铁矿浮选的影响 |
| 4.2 离子复配对黄铜矿和砷黄铁矿浮选的影响 |
| 4.3 铁-铵氯盐对铜砷人工混合矿物浮选的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 FeCl_3对砷黄铁矿的抑制机理研究 |
| 5.1 FeCl_3对砷黄铁矿表面Zeta电位的影响 |
| 5.2 FeCl_3对砷黄铁矿表面电导率的影响 |
| 5.3 FeCl_3对砷黄铁矿表面元素价态的影响 |
| 5.4 FeCl_3在砷黄铁矿表面的取代及吸附模拟 |
| 5.4.1 Fe在砷黄铁矿表面的取代模拟 |
| 5.4.2 Fe~(3+)在砷黄铁矿表面的吸附模拟 |
| 5.4.3 Fe(OH)_3在砷黄铁矿表面的吸附模拟 |
| 5.5 FeCl_3在砷黄铁矿表面的吸附模型 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 铁-铵氯盐在黄铜矿表面的作用机理 |
| 6.1 LEIS分析 |
| 6.2 XPS分析 |
| 6.3 红外光谱分析 |
| 6.4 To F-SIMS分析 |
| 6.5 铁-氯铵盐作用前后乙基黄药的吸附量测定 |
| 6.6 NH4Cl对黄铜矿的溶解测定 |
| 6.7 铁-铵氯盐在黄铜矿表面的吸附模拟 |
| 6.7.1 Fe(OH)_3在黄铜矿表面的吸附模拟 |
| 6.7.2 NH_3在黄铜矿表面的吸附模拟 |
| 6.8 机理分析 |
| 6.8.1 FeCl_3对黄铜矿的抑制作用 |
| 6.8.2 NH_4Cl对黄铜矿的活化作用 |
| 6.9 本章小结 |
| 第七章 云南某高砷铜矿浮选试验研究 |
| 7.1 原矿性质 |
| 7.2 粗选条件试验 |
| 7.3 开路试验流程 |
| 7.4 闭路试验流程 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 主要结论与创新点 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读博士学位期间主要成果 |
四、氧化剂和金属离子对刚果红光化学反应的影响（论文参考文献）
- [1]多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究[D]. 王韬. 重庆工商大学, 2021(08)
- [2]MOF及其衍生物的复合体系用于六价铬及有机污染物去除的性能研究[D]. 韦娴. 北京建筑大学, 2021
- [3]电化学方法碳点的制备及在食品检测中的应用研究[D]. 安清潇. 中南林业科技大学, 2021(02)
- [4]自由基与非自由基协同介导流通式电催化系统超快降解有机污染物的研究[D]. 郑文天. 东华大学, 2021(01)
- [5]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
- [6]功能化磁性凹凸棒的制备及其在废水处理中的应用研究[D]. 廖晓峰. 江西理工大学, 2021
- [7]纳米零价铁复合材料对水体污染物去除性能研究[D]. 田蕾. 兰州理工大学, 2021(01)
- [8]超声在酶促降解几丁质过程中的作用研究[D]. 侯福荣. 浙江大学, 2021(01)
- [9]生育红的合成、化学稳定性及其与油脂回色的相关性研究[D]. 郑立友. 江南大学, 2020(04)
- [10]铁-铵氯盐在铜砷分离过程的翼庇效应机理研究[D]. 余力. 昆明理工大学, 2020