一、K_2CO_3产品铁含量超标问题研究（论文文献综述）
韩洪晶[1]（2021）在《绿色氧化剂高铁酸钾处理压裂返排液及其作用机制》文中进行了进一步梳理压裂技术是保障油气田高产稳产的主要措施。压裂作业完成后产生大量的压裂返排液,它产量大、组成复杂、黏度大、化学耗氧量（COD）高、聚合物含量高和乳化程度高,单独使用常规处理工艺很难使其达到排放标准。化学氧化处理法具有不改变现有工艺流程,操作弹性高等优点被普遍使用,但是由于大多数氧化处理药剂二次污染大、存储有安全隐患等问题,制约着化学氧化法的应用。高铁酸钾（K2FeO4）因其较高的氧化还原电位、较大的电化学理论容量与较强的化学氧化性能,被还原后的产物绿色环保无污染,同时具有破乳、氧化、絮凝、吸附、杀菌和存储相对安全等优点,是集多功能于一体的新型绿色高效水处理药剂,在油田废水处理领域具有重要的理论研究价值和实际应用前景。本文采用次氯酸盐氧化法制备高铁酸钾,考察了其溶液氧化稳定性的关键影响因素;建立了高铁酸钾绿色复合氧化体系,以压裂返排液中瓜胶为特征污染物的模型化合物,通过热力学计算和动力学研究,结合表征对瓜胶的氧化作用机制进行探讨;提出了预处理-氧化-絮凝处理压裂返排液的新工艺,并对破乳、絮凝、氧化作用机制进行研究;通过超声和外加电场强化传质,探索了其与压裂返排液氧化处理的协同作用;最后进行现场压裂返排液氧化处理研究,为压裂返排液深度处理及回注使用提供新思路。主要研究结果如下:（1）通过次氯酸盐氧化法合成K2FeO4的适宜工艺参数为:以Fe（NO3）3为铁源,其初始浓度为2 mol/L,KOH浓度为11 mol/L,反应温度为15℃,反应时间为40 min,合成了正交晶相K2FeO4产物,其产率为38%,纯度为88.2%。K2FeO4在碱性溶液体系中稳定性较好,添加KCl或（NH4）2S2O8可进一步提高其稳定性,二者适宜添加量为m（KCl）:m（K2FeO4）=1:1或m（（NH4）2S2O8）:m（K2FeO4）=1:1。（2）聚合物含量高是压裂返排液的显着特征。对K2FeO4氧化瓜胶反应过程进行热力学计算,ΔH为负值,说明该过程为放热反应;ΔG为负值,说明该反应过程可行。K2FeO4氧化瓜胶适宜工艺条件为:pH=12,温度为30℃,K2FeO4初始浓度为0.5 g/L;以m（KCl）:m（K2FeO4）=1:1添加促进剂KCl,COD去除率为65.0%,溶液黏度从1.49 m Pa·s可降至1.04 m Pa·s,总有机碳量（TOC）去除率在77.0%。K2FeO4氧化瓜胶产生的产物主要包括半乳糖、甘露糖、醇类、酮类等分子量大小不一的碎片,重均分子量从2.38×106g/mol降至1752 g/mol和708 g/mol。对K2FeO4氧化瓜胶的反应机理进行研究,发现瓜胶分子结构中半乳糖和甘露糖的1-4键和1-6键易于进一步被断开,产生了相对分子量较小的碎片,且K2FeO4氧化瓜胶反应基本符合一级动力学模型。（3）压裂返排液处理过程包括:（1）静置及一次絮凝处理,当静置时间为24 h,温度为55℃,pH=10,助凝剂聚丙烯酰胺（PAM）为100 mg/L时,大粒径的固体颗粒和油滴分离效果较好;对絮凝剂进行筛选,当聚氯化铝（PAC）为0.4 g/L,时间为30 min,温度为25℃,pH=7时,溶液黏度从1.45 m Pa·s降低至1.28 m Pa·s,固体悬浮物去除率为60.2%（由93 mg/L降至39 mg/L）,含油量去除率为88.7%（由1177 mg/L降至133mg/L）,COD去除率为53.3%（由5190 mg/L降至2424 mg/L）,此时对应的TOC去除率为59.0%（由648.72 mg/L降至265.98 mg/L）,色度去除率为96%（由500度降至20度）,浊度去除率为93.7%（由483.10 NTU降至30.20 NTU）,絮状物的沉降速度较快。（2）氧化破乳处理,当K2FeO4为5 g/L,pH=10,反应时间为30 min,温度为40℃时,破乳效率为91.8%（含油量从133 mg/L降至10.9 mg/L）,COD去除率为44.8%（由2424 mg/L降至1337 mg/L）,此时对应的溶液黏度由1.28 m Pa·s降至1.10 m Pa·s,TOC去除率为54.0%。（3）二次絮凝处理,压裂返排液的COD降低至600 mg/L左右,TOC为41.58 mg/L,黏度为1.03 m Pa·s（接近于水的黏度）,固体悬浮物为7 mg/L,含油量为5.2 mg/L,悬浮物粒径中值约为2μm。引入的K2FeO4通过絮凝作用,以Fe（III）形式几乎全部进入絮体,对溶液色度几乎没有影响,此时的浊度为2.26 NTU,符合污水回注的标准。（4）通过超声波或者外加电场强化与K2FeO4氧化过程的协同作用,不仅可以降低能耗与氧化剂成本,且可以进一步提高压裂返排液的氧化降解效率,有利于提高经济效益。当超声波外场强化时,溶液pH值为10,超声波频率为40 k Hz,输出功率为30%时,操作温度由原来氧化时的40℃降低到35℃,反应时间由30 min缩短至20 min,K2FeO4添加量降低40%（由5 g/L降至3 g/L）,压裂返排液COD去除率仍可提高12.2%（由44.8%提高到57.0%）,TOC去除率约提高了12.5%（由54.0%提高至66.5%）,溶液黏度由1.28 m Pa·s降低至1.04 m Pa·s;外加电场强化时,在金属氧化物电极（DSA）,pH=7,电解时间为30 min,电解电压为8 V的条件下,反应温度从40℃降低至20℃,压裂返排液COD去除率可提高20.2%（由44.8%提高至65.0%）,TOC去除率约增大17.8%（由54.0%提高至71.8%）,溶液黏度由1.28 m Pa·s降低至1.02 m Pa·s。（5）在某油田某采油厂进行氧化压裂返排液现场应用,压裂返排液处理量为16m3/h,处理温度为25℃,加入0.4 g/L絮凝剂聚氯化铝（PAC）、0.1 g/L助凝剂聚丙烯酰胺（PAM）和5 g/L氧化剂K2FeO4进行氧化处理,经絮凝-氧化-絮凝组合工艺处理后压裂返排液的COD≤950 mg/L,含油量≤10 mg/L,固体悬浮物含量≤7 mg/L,TOC≤60 mg/L,色度≤20度,浊度≤10 NTU,达到回注用水标准。对其经济成本分析发现,进行氧化剂复配或外场强化协同化学氧化是今后降低经济成本的有效方法。绿色、高能的K2FeO4氧化剂处理化学驱压裂返排液,可以保障油田压裂的生产过程平稳运行,降低反应成本,同时与所投加的油田化学药剂进行合理的配伍,有利于指导现场氧化处理剂的使用,对油田的生产具有重要的指导意义。
倪萍[2]（2021）在《农产品中四种农药残留的免疫快速检测方法研究》文中认为现代农业的发展离不开农药的使用,但农药残留带来的不仅是环境污染、食品安全问题,还有影响国民经济发展的问题。目前检测农药残留主要依靠仪器分析方法,但仪器检测成本高,难以普及,因此,为了加大对农药残留的监测力度,满足市场需求,保证食品安全,建立一种高灵敏度、高通量、方便快捷,并且能适用于各种场合的农药残留快速检测方法,具有十分重要的意义。本研究以腐霉利、氟乐灵、异丙威及甲霜灵四种农药为研究对象,制备出了特异性强、灵敏度高的单克隆抗体,在此基础上,建立相应的间接竞争酶联免疫分析方法（ic-ELISA）和胶体金试纸条分析方法（GICA）,以用于实际样本检测。首先基于腐霉利、氟乐灵、异丙威、甲霜灵四种药物的结构分别设计合成了半抗原,并通过碳二亚胺（EDC/NHS）法使半抗原与载体蛋白偶联合成完全抗原,经紫外可见分光光度计鉴定偶联成功后用其免疫BALB/c小鼠,筛选出具有阳性脾细胞的小鼠进行细胞融合,经过3次亚克隆筛选、腹水制备、抗体纯化等步骤后,最终获得了四种药物的单克隆抗体:腐霉利1E6、氟乐灵2D7、异丙威1E1、甲霜灵2E2,亲和力常数分别为:6.9×108L/mol、9.4×108L/mol、6.2×108L/mol、7.5×108L/mol,抗体亚型分别为:IgG1、IgG2b、IgG1、IgG3。基于上述四种单克隆抗体,建立了腐霉利、氟乐灵、异丙威、甲霜灵的ic-ELISA检测方法,并对方法中的标准品稀释液进行了优化选择。在最佳条件下测得的四种单克隆抗体的半数抑制浓度(IC50)分别为2.13 ng/m L、4.06 ng/m L、1.04 ng/m L、0.54 ng/m L,检测线性范围分别为:1.79～6.676 ng/m L、1.47～11.21 ng/m L、0.381～3.77 ng/m L、0.151～1.82ng/m L;与对应药物结构类似物的交叉反应率均小于1%。在不同的实际样本中四种药物的添加回收率均在90%～120%范围内,变异系数均小于10%,可用于实际样本检测。最后针对四种单克隆抗体建立了相应的GICA检测方法,并对实际样本进行了检测。腐霉利试纸条在韭菜、玉米、辣椒、黄瓜样本中的消线值分别为1000 ng/g、1000 ng/g、200 ng/g、200 ng/g;氟乐灵试纸条在黄瓜、辣椒、大米样本的消线值分别为200 ng/g、500 ng/g、500 ng/g;异丙威试纸条在玉米、辣椒、大米样本的消线值分别为20 ng/g、50ng/g、200 ng/g;甲霜灵试纸条在大米、辣椒、烟草样本中的消线值分别为20 ng/g、50ng/g、200 ng/g。四种试纸条均有良好的灵敏度,能够满足市场需求,可以用于农产品中农药残留的现场快速检测。
冯亚松[3]（2021）在《镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评》文中提出工业污染场地的绿色可持续修复及安全再利用不仅是当前环境岩土工程学科的难点,也是我国污染场地修复工作的迫切需求。当前固化稳定化技术中广泛使用的水泥具有能耗高、污染重等环境友好性差的弊端。因此研发可持续固化剂并开展固化工业重金属污染土的效果测评研究,对丰富环境岩土工程的研究内容,推进我国污染场地修复具有重要意义。本文以国家重点研发计划项目（No.2019YFC1806000）、国家自然科学基金项目（Nos.41877248、41472258）、国家高技术研究发展计划项目（No.2013AA06A206）和江苏省环保科研课题（No.2016031）为依托,以工业重金属污染土的高效修复和工业废弃物的资源化利用为目标,结合我国工业污染场地污染特征和绿色可持续修复需求,通过室内试验、现场试验及数值模拟,对可持续固化剂研发与性能测评进行了系统研究。取得主要研究成果如下:（1）研发了针对镍锌污染土的钢渣基可持续固化剂,查明了固化土的环境土工特性。通过室内试验,研究了钢渣基固化剂对污染土无侧限抗压强度、重金属浸出浓度、酸碱度、电导率和基本土性等环境土工特性参数的影响规律。结果表明:钢渣基固化剂能够提高污染土的无侧限抗压强度和p H值,降低污染土浸出毒性与电导率;钢渣基固化剂加入后,污染土的液限、比表面积、有机质含量、黏粒组分含量降低,阳离子交换量、比重、最大干密度及砂粒组分含量增加。（2）揭示了污染土强度提升和重金属稳定的控制机理。通过对污染土的孔隙结构、酸缓冲能力、重金属化学形态、X射线衍射及对固化剂净浆的X射线衍射、扫描电镜和能谱分析,查明了固化土的微观特性和反应产物。结果表明:水合硅酸钙对土颗粒的胶结作用及钙矾石、氢氧化钙石和重金属沉淀的填充作用,减少污染土孔隙体积,促进固化土强度提升;氢氧化镍、镍铁双层状氢氧化物、锌酸钙和碱式氯化锌等产物、水合硅酸钙的物理包裹及钙矾石的离子交换作用促进重金属化学稳定性增加;碱性反应产物显着提升污染土的酸缓冲能力;污染土酸缓冲能力和重金属化学稳定性的增加共同导致重金属浸出浓度降低。（3）研究了不同拌和含水率和压实状态下固化土的重金属浸出特性。通过毒性浸出和半动态浸出试验,查明了拌和含水率和固化土压实度（干密度）对固化土重金属浸出浓度和表观扩散系数的影响规律。结果表明:拌和含水率（17%～26%）对固化土重金属浸出浓度的影响高达50%;重金属浸出浓度最低值对应的拌和含水率与击实试验获得的固化土最优含水率接近;固化土压实度（75%～100%）的增加促进重金属浸出浓度和重金属表观扩散系数降低。拌和含水率对固化土浸出特性的影响源于重金属化学形态和固化土孔隙分布的差异。重金属化学形态和固化土粒径分布造成不同压实度条件下固化土浸出特性的变化。（4）研究了干湿交替作用下固化土环境土工特性的演化规律。通过改进ASTM D4843试验,分析了干湿交替作用下固化土的质量损失、无侧限抗压强度和重金属浸出浓度的响应过程,阐明了固化土的劣化机理。结果表明:随着干湿循环次数的增加（24次内）,固化土相对累积质量损失率和无侧限抗压强度变化率呈现先增加后降低的趋势,转折点对应干湿循环次数均为18次;重金属浸出浓度变化率呈现先降低后增加的趋势,转折点对应干湿循环次数为6次。固化土劣化的主要原因是固化土的孔隙分布和重金属化学形态变化。（5）测评了扩散和渗透作用下固化土的重金属运移参数。通过柱状扩散试验和柔性壁渗透试验,研究了一维扩散和渗透作用下重金属的运移特征,对比了污染土固化前后重金属的有效扩散系数、分配系数和渗透系数。结果表明:随着扩散时间的增加,与土样接触溶液中重金属浓度增加;随着渗透时间的增加,渗透液中重金属浓度降低。固化剂改变污染土的重金属运移参数。固化剂掺量8%的固化土的镍和锌有效扩散系数分别为污染土的3.75%和3.60%;重金属镍和锌分配系数分别为污染土的169和175倍。固化剂掺量8%的固化土渗透系数较污染土降低约2个数量级。（6）评价了钢渣基固化剂固化土作为道路路基填土的工程、环境和经济性能。通过现场试验,建立了固化土作为路基填土再利用的技术工艺,论证了固化土作为路基填土安全再利用的可行性,并与传统的水泥和生石灰进行了性能比较。结果表明:钢渣基固化剂固化土是一种性能优越的道路路基填土。固化土的回弹模量满足《城市道路工程设计规范》（CJJ37-2012）中快速路和主干路回弹模量设计值,重金属浸出浓度低于《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）中IV类地下水标准限值。钢渣基固化剂工程性能指标与水泥接近,优于生石灰;钢渣基固化剂环境和经济性能指标均优于水泥和生石灰。（7）研究了自然暴露场景下固化重金属污染土的长期稳定性和污染物运移特征。通过现场试验和数值模拟,研究了固化土作为路基填土安全再利用的长期稳定性,预测了固化土中重金属向离场土的运移距离。结果表明:监测600天内,固化土重金属浸出浓度持续降低、回弹模量持续增加。固化土的重金属运移距离小于5 cm;服役50年后,污染土中锌向离场土的扩散距离为18.9 cm,而固化土中锌向离场土的扩散距离为3.2 cm。
杨昆仑[4]（2021）在《铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究》文中进行了进一步梳理本文针对印染废水中锑污染物难以处理达标的问题,根据锑在印染废水中主要以五价锑酸根（Sb（OH）6-,Sb（Ⅴ））形式存在的特点,选用与Sb（Ⅴ）具有强亲和力的铁氧化物类材料进行吸附处理以达到排放标准,优选了常见铁氧化物中对Sb（Ⅴ）具有高吸附能力的铁氧化物形态—无定型态铁氧化物,分别使用掺杂其他金属类（锰）或非金属类（硅）氧化物的方法对铁氧化物进行了改性,达到了控制和调控铁氧化物晶体形态的目的,并探究了掺杂原理;使用烧结稳定化和软模板剂调控的方法进一步对掺杂型铁氧化物的结构形貌进行改进,提高了复合材料在吸附Sb（Ⅴ）方面的相关性能,实现了在印染废水共存无机、有机污染物下Sb（Ⅴ）的高效去除,并增强了复合材料的稳定性、可分离性,减少铁离子溶出,为实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标处理提供了优良的吸附材料。首先比较了赤铁矿、磁铁矿、针铁矿和水铁矿等常见形态铁氧化物的除锑性能,确定了无定型态铁氧化物—水铁矿具有更强的吸附能力。针对无定型铁氧化物易晶相转变的问题,通过向其掺杂金属类（锰）氧化物制备了锰掺杂型铁氧化物复合材料（FMBO）。研究发现锰氧化物的掺杂促进了FMBO中无定型铁氧化物的生成并阻碍其向结晶态针铁矿转变,增强了稳定性,由此提高了FMBO吸附Sb（Ⅴ）的能力。与其他FMBO相比,铁锰摩尔比为3:1的FMBO3中无定型铁含量更高（43.7%）、其吸附容量和吸附速率更大、pH适应范围较广（5至9）以及受共存污染物的影响更小,因此确定铁锰摩尔比3:1为最优的锰掺杂比例。FMBO3在初始锑浓度约为20 mg/L时的吸附容量为118 mg/g,在投加量为0.1g/L时能够实现实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。FMBO3对锑也具有良好的动态吸附能力和循环吸附-脱附性能。但是,循环吸附过程中无定型铁氧化物会经过溶解再沉淀反应逐渐向针铁矿转变,造成FMBO3的吸附能力逐渐下降。为了进一步减缓锰掺杂型铁氧化物在使用过程中的形态转变,对其进行了烧结稳定化改性（SFMC）。随着烧结温度和时间的增大,SFMC中的无定型铁氧化物逐渐转变为结晶态赤铁矿,发生的干热脱羟基反应在晶相转变后由可逆变为不可逆,其比表面积、总孔体积、无定型铁氧化物的含量则呈现先增大后减小的趋势。与其他SFMC相比,烧结温度为350oC、烧结时间为2 h的材料的比表面积和总孔体积更大、对Sb（Ⅴ）的最大吸附量更高（95 mg/g）、性价比最好,由此确定该条件为最优的稳定化条件。与未烧结的材料（FMBC）相比,最优稳定化SFMC的吸附容量和速率没有显着降低,但其沉降性和稳定性提升明显,Fe、Mn溶出量降低2/3以上,在循环中的晶相转变速率和程度显着减弱,循环吸附-脱附性能有所提升。最优稳定化SFMC能够实现静态和动态处理后实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。针对铁氧化物在掺杂锰后颗粒仍存在团聚等问题,在烧结稳定化的基础上分别使用十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、聚氧乙烯醚（Brij-58）和十二烷基磺酸钠（SDS）作为软模板剂对锰掺杂型铁氧化物进行了调控（SMFO）。实验表明软模板剂的添加改变了SMFO颗粒的尺寸、形貌及团聚程度,显着增大了比表面积。特别是Brij-58调控的SMFO-B,其内部产生大量孔道,颗粒聚集体尺寸明显减小,团聚程度显着降低,且模板剂残留量很少,因此SMFO-B的比表面积更大,达到137.6 m2/g,是未调控的材料（MFOC）的10倍。SMFO-B的结构形貌变化均有利于形成和暴露更多的功能性羟基位点,并导致其等电点增大,因此SMFO-B对Sb（Ⅴ）的吸附容量和去除速率更高,最大吸附量为147 mg/g,为MFOC的2倍以上;其适应pH的范围（5至10）较广,对抗印染废水共存污染物影响的能力也更强。投加量为0.1 g/L时,经SMFO-B吸附后实际印染废水中的Sb（Ⅴ）浓度为25μg/L,远低于排放标准。由此确定Brij-58软模板剂对SMFO的调控效果最佳。而SDS不太适合于调控吸附阴离子的SMFO。此外,SMFO-B对Sb（Ⅴ）具有出色的动态吸附能力和循环吸附-脱附能力。根据锰掺杂型铁氧化物的经验,使用非金属类（硅）氧化物对无定型铁氧化物进行了掺杂改性（SFOC）。研究发现适量硅氧化物的掺杂会阻碍SFOC中晶体颗粒的增长,增强无定型水铁矿的稳定性,减小所形成颗粒的尺寸,并促进SFOC形成孔道结构,从而显着降低铁氧化物颗粒的团聚程度,提高SFOC的比表面积和总孔体积并暴露更多的功能性Fe-OH,由此增强了SFOC的吸附能力。与单纯水铁矿及其他SFOC相比,铁硅摩尔比例为10:1的SFOC10具有更大的比表面积（364 m2/g）,为水铁矿的1.7倍,其暴露的功能性Fe-OH更多,对Sb（Ⅴ）具有更高的吸附容量（176 mg/g）和吸附速率,因此确定铁硅摩尔比10:1为最优的硅掺杂比例。SFOC10在共存污染物为近似实际浓度时对锑的去除率为90%以上,其适应pH的范围为5至9。投加量为0.1 g/L时,SFOC10对实际印染废水中Sb（Ⅴ）的去除率为83.6%,比水铁矿提高近20%,实现了锑的稳定达标排放。5次循环后SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附和脱附率仍达到85%以上,且SFOC10中的无定型铁氧化物几乎没有发生晶相转变,获得了比锰掺杂型铁氧化物更好的稳定性。FMBO3、最优稳定化SFMC、SMFO-B和SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附更符合Freundlich等温吸附模型和伪二级动力学模型。上述复合材料均主要依靠无定型铁氧化物实现对Sb（Ⅴ）的吸附,铁氧化物表面的功能性Fe-OH是主要的吸附位点,Sb（OH）6-和功能性Fe-OH之间发生的内层络合反应是主要的吸附机制。使用同步辐射分析技术确定了内层络合结构的两种形式,一是双齿单核边共享结构（E2）,Sb-Fe距离为3.03-3.11?;二是双齿双核角共享结构（C2）,Sb-Fe距离为3.52-3.60?。内层络合吸附属于专性吸附,保证了复合材料在去除锑时受到印染废水共存污染物的影响较小。印染废水中Cl-、NO3-、CH3COO-等阴离子,CTAB以及难溶的分散染料等有机物对除锑过程影响较小,而SO42-、CO32-、PO43-等阴离子,具有磺酸基团的表面活性剂及染料由于可以通过内层络合反应吸附到铁氧化物表面,会与Sb（Ⅴ）竞争吸附位点而对除锑过程产生一定影响。可以根据实际印染废水中锑处理的不同要求来选用本文提供的复合材料,如锰掺杂型铁氧化物成本较低,适合直投处理;硅掺杂型铁氧化物稳定性好,适合循环去除。
董建华[5]（2020）在《铁掺杂生物质炭对六价铬的还原-吸附去除行为机制研究》文中研究说明本研究提出了以牛粪生物质为前驱体的高性能还原性吸附剂的合成方法,制备了具有磁性的铁掺杂多孔生物质炭(Fe0.31（0）Fe2.69（II）C)并且研究了其对水溶液中Cr（VI）的还原-吸附协同去除机理。吸附剂制备策略中,将前驱物在FeSO4和K2CO3的混合溶液中浸泡烘干后后,在绝氧条件下于800°C闷烧,获得掺杂铁的磁性生物质炭。该方法制备的铁掺杂生物质炭简便易行,且使用的化学试剂少,以废治废,制备过程较环保。所制备吸附剂通过傅里叶红外光谱（FTIR）、场发射扫描电子显微镜（FE-SEM）、X射线衍射（XRD）、振动样品磁强计（VSM）以及Zeta表面电位等进行表征,以分析其物理化学性质。针对吸附剂对六价铬的吸附行为,通过实验研究考察了pH,初始浓度,反应时间和共存离子对吸附特性的影响。批实验结果显示在pH=2.0±0.1,25℃条件下,反应过程在180分钟内基本达到平衡,铁掺杂生物质炭对Cr（VI）的最大吸附容量为89.30 mg·g-1。吸附反应为自发进行的吸热反应,过程主要是单层的化学吸附,机理包含吸附剂表面铁和二价铁离子与目标污染物发生还原作用和静电吸附作用的协同作用。此外,铁掺杂生物质炭对Cr（VI）的动力学模型与拟二级动力学模型相对应,吸附等温线与Langmuir模型相对应。体系中阴离子(Cl-、NO3-、SO42-、PO43-)的存在,不利于铁掺杂生物质炭吸附Cr（VI）,且影响大小顺序为:PO43->SO42->Cl->NO3-。通过X射线光电子能谱（XPS）分析,得出Cr（VI）成功吸附于铁掺杂生物质炭上,并且铬元素出现价态变化,证明所制备生物质炭具备显着的还原性,并且可协同吸附作用将还原后的污染物吸附在吸附剂表面。此外,吸附剂吸附前后结构完整,独特的铁磁性质证实了其与水溶液的可分离性。本研究证明,以牛粪为前驱体制备的铁掺杂生物质炭具有良好的理化性质,是一种廉价高效的环境友好型吸附剂,在污水处理领域具有显着的应用潜力。
胡骏[6]（2020）在《琼脂包埋微藻Chlorella sacchrarophila室温长期保存及其对氮磷废水处理的研究》文中研究指明微藻广泛应用于人类健康食品、水产养殖、环境保护、生物能源等多个传统领域。氮和磷是生命系统中必不可少的元素,随着人口的膨胀、工农业的发展,许多工农业生产系统中氮和磷过度使用,这使得由水体中氮磷含量超标引发的水体富营养化问题日益加剧。微藻在生长过程中大量吸收氮磷元素,在氮磷含量超标的水体治理中表现出巨大的应用潜力。近年来,将微藻培养与废水处理结合受到越来越多研究人员的广泛关注,已被视为具有高应用价值的可持续且具有成本效益的策略。然而,如何有效地保存大量活性微藻,是微藻工业化应用中面临的挑战。目前关于微藻保存多为保种方向的研究,大多是利用传统的继代保存法、超低温保存法、干燥保存法、浓缩液保存法等。对于工业化大量微藻保存技术的研究还比较少,因此寻求一种简单、经济有效的长期保存大量活性微藻的方法对微藻的工业化应用具有重要的现实意义。本研究利用琼脂包埋微藻Chlorella sacchrarophila,密封于透明袋中,保存在室温条件下,定期测定琼脂包埋物中微藻的活细胞数,使用扫描电子显微镜SEM观察C.sacchrarophila的形态变化,将保存后的C.sacchrarophila定期接种至新鲜培养基中活化培养;并将琼脂包埋的固定化藻用于氮磷废水处理,测试其重复利用能力和长期保存后的处理效果,最后结合柱状光反应器进行实际废水处理研究。琼脂包埋微藻C.sacchrarophila保存于室温条件下的结果表明,在保存至200天后,C.sacchrarophila的存活率为47-52%,显着高于液体保存,包埋初始藻浓度和不同琼脂浓度包埋对保存效果影响不大。缺碳和富碳（Na2CO3）、缺氮、磷和氮、磷（Na NO3、K2HPO4）限制均不利于C.sacchrarophila的保存。在弱光(8μmol s-1m-2)下保存效果最佳,保存至6个月后,存活率最高为63.3%。场发射扫描电镜SEM观察到琼脂包埋的藻细胞保持球形,与保存前的细胞形态没有明显差异。保存后的藻细胞再培养与保存初始具有相同的生长趋势,且能在短期培养内恢复活性。将琼脂包埋的微藻C.sacchrarophila用于氮磷废水处理,NH4+-N和PO43--P的去除率为97%-98%和92%-94%,高氨氮浓度可能会对C.sacchrarophila产生毒性。在所有八次重复利用处理过程中,NH4+-N和PO43--P的去除率为94%-99%和66%-91%,在处理432h后,固定化藻的细胞干重DCW最高达到3.2g/L。保存60天后的固定化藻仍然保持了对NH4+-N和PO43--P的80%以上的去除率。对柱状光反应器启动运行改进后的NH4+-N和PO43--P去除率分别为97.3%和96.1%,相比反应器初步运行,去除率大大提高。合适的水力停留时间HRT对反应器系统运行去除养分（氮磷）至关重要。反应器稳定运行后,以广州市沥滘污水处理厂二级处理单元的废水作为试验废水,处理后NH4+-N、PO43--P、COD浓度分别为0.5mg/L、0.2mg/L和74mg/L,去除率分别为98%、95%和71%,氨氮和磷酸盐达到一级A排放标准,COD达到二级排放标准。
陈湘根[7]（2020）在《工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝研究及工业应用》文中研究表明以工业铝酸钠溶液为原料制备高纯氧化铝,成本低、环境污染小,是有前景的技术路线。工业铝酸钠溶液中氧化铝浓度高、硅量指数低,着色物质种类多,影响种分过程和纯度提高。本文以工业铝酸钠溶液为原料,以脱硅热力学为基础,进行溶液的净化脱色,研究种分分解过程,并对产业化流程进行优化改进,生产出高纯氢氧化铝中间体,经焙烧得到高纯氧化铝。为工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝提供技术指导。研究了工业铝酸钠溶液的脱硅脱色机理。研究表明:加入CaO后,与铝酸钠溶液生成水合铝酸钙,进而与硅酸根离子生成水化石榴石从溶液中析出,实现脱硅。研究了水化石榴石生成条件和反应热力学,含钙化合物的脱硅能力次序为:CaO>3CaOAl2O3·6H2O>Ca（OH）2。着色物质主要为有机物和含铁物质,过滤可除去大分子有机物;加入CaO可除去小分子有机物及含铁物质。确定了加入CaO,同步脱硅脱色的净化工艺。开展了铝酸钠溶液种分制备氢氧化铝中间体的研究。利用合成铝酸钠溶液,考察了种分过程分解浓度、分解温度对杂质含量的影响。在此基础上,以碳酸氢钠为引发剂制备晶种,以净化后工业铝酸钠溶液为原料种分制备氢氧化铝,研究了温度制度、晶种添加量、添加剂等对杂质含量的影响规律。研究表明:加入添加剂A或B,可以抑制碳酸钠和硫酸钠的析出,提高溶液分解率,降低产品碱含量。种分时间为2436 h时,分解率可达55.29%,氢氧化铝平均粒径小于5μm,纯度达到99.90%以上。对产业化过程关键工艺进行了优化调整,对浮游物控制系统进行改造,提高了氢氧化铝的白度;对晶种制备过程进行优化,形成活性晶种制备工艺,降低夹带杂质含量;采用两段种分分解工艺,控制种分过程杂质的析出,并辅以脱铁、筛分多级杂质脱除技术,降低了分解产品粒度和杂质含量;根据产品特点和过滤设备运行参数,对产业化过程过滤工艺进行了优化调整,采用浆液立式压滤工艺,以串联过滤洗涤技术、洗水在线控制技术、强化搅洗技术、多点多密度检测控制技术,大幅降低了产品附碱和电导率。经焙烧后得到的高纯氧化铝,白度大于96%,SEM粒度介于13μm,呈长柱状,杂质含量符合3N高纯氧化铝要求,实现了工业化生产高纯氧化铝的目标。该论文有图47幅,表35个,参考文献75篇。
闫玉杰[8]（2020）在《基于活性炭（GAC/Fe3O4）粒子的三维电极法修复铬污染土壤技术研究》文中研究指明铬污染土壤对生态环境和人体健康带来巨大威胁,对其进行经济、高效的修复迫在眉睫。论文以重庆某化工厂含铬污染场地土壤为研究对象,以改性后的颗粒活性炭GAC/Fe3O4粒子电极为基础,构建了三维电极电动修复（3D EKR）系统,进行了实验室实验。探讨系统不同参数对铬的修复效率的影响,建立了基于GAC/Fe3O4粒子的三维电极法修复土壤中重金属铬的回归模型,综合大量实验结果和系列分析手段,探讨GAC/Fe3O4三维电极电动修复系统中铬的迁移、转化和去除机理。研究所用土壤样品粒径分布范围为2μm～200μm,碱性。样品主要组成元素为Ca、O、Si、Al、Cr、Fe和Mg,未发现含铬结晶相。样品六价铬为520.79 mg/kg,浸出浓度为11.79 mg/L,对生态环境及人体健康构成不可接受的风险。采用浸渍-焙烧法制备GAC/Fe3O4粒子电极,通过设计单因素实验和正交实验,解析了制备条件对3D EKR系统去除土壤中铬的影响,优化了GAC/Fe3O4的具体制备条件;通过多种手段研究表征了粒子电极的化学组成、晶相结构、微观形貌、官能团结构;并考察其在土壤模拟浸出液静态吸附实验中的吸附性和还原性。结果表明:制备粒子电极的最佳条件为GAC:Fe SO4固液比1:3,焙烧温度350℃,焙烧时间2 h。粒子电极表面成功负载γ-Fe2O3和Fe3O4混合物且富含-CHO、-OH、-C=O、-COOH等官能团,对土壤模拟浸出液的中Cr（Ⅵ）表现出良好的吸附性和还原性,酸性条件下,还原性随着p H的升高而增大;碱性条件下,还原性随着p H的升高而减小。对基于GAC/Fe3O4的3D EKR系统进行了不同条件下修复铬污染土壤的试验,分析反应前后土壤的物化特性及污染特性变化,探讨了粒子电极回收及再生的可行性。结果表明:GAC/Fe3O4粒子电极能通过减轻土壤区域的酸碱极化现象,提高土壤中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅵ）的去除,3D EKR系统对铬污染土壤的修复效率明显高于2D EKR系统;粒子电极投加量4%,电压梯度1 V/cm,粒子电极尺寸2 mm,修复时间10 d时,3D EKR系统中Cr（Ⅵ）的去除率达86.46%;电压梯度和粒子电极尺寸过大时会导致GAC/Fe3O4寿命缩短,单位质量粒子比表面积下降,对Cr（Ⅵ）及其浸出毒性的去除率降低。利用曲面响应法-中心旋转组合设计,以三维电极系统的运行参数为自变量,以土壤中Cr（Ⅵ）的去除率和Cr（Ⅵ）浸出毒性去除率为响应变量,建立了拟合度高、显着性好的二次多项式回归模型;模型计算出3D EKR系统最佳运行参数为GAC/Fe3O4粒子尺寸2.54 mm、电压梯度1.22 V/cm、修复时间12.87 d,模型预测的Cr（Ⅵ）平均去除率为88.75%,浸出毒性平均去除率为96.59%;预测结果与实验验证结果误差较小,能较好的用于GAC/Fe3O4三维电极系统中Cr（Ⅵ）去除效果的预测及评价。对修复前后各区域土壤及相应粒子电极的一系列表征发现,基于GAC/Fe3O4粒子的3D EKR系统,能有效降低土壤中铬的可交换态和碳酸盐结合态的比例,降低重金属铬在土壤环境中的迁移转化能力;粒子电极通过电吸附促进Cr（Ⅲ）与土壤胶体形成稳定含铬硅酸盐,降低环境风险值;粒子电极表面同时存在Cr（Ⅲ）的氧化和Cr（Ⅵ）的还原,其中,Cr（Ⅵ）的还原为粒子电极表面负载的铁氧化物作用结果,Cr（Ⅲ）的氧化为粒子电极的电芬顿反应产物·OH作用结果。以GAC/Fe3O4为粒子电极的3D EKR系统中,电迁移、主电极和粒子电极的水解,粒子电极的电芬顿反应、粒子电极的吸附/电吸附的协同作用能显着减低土壤中Cr（Ⅵ）和不稳定态的Cr（Ⅲ）,铬污染土壤得到有效的修复。
胡蒙均[9]（2020）在《电解钛过程碳污染机理及碳材料制备研究》文中提出近20年来,自FFC剑桥工艺提出以来,熔盐电解工艺制备金属钛的研究非常活跃,取得了一定的成果,但由于钛氧结合能高,使得钛氧化物直接电解脱氧制备金属钛工艺电流效率低的难题一直未得到有效解决,除了钛氧结合能高、脱氧热力学条件苛刻外,熔盐电解钛氧化物制备金属钛工艺过程还有很多直接影响电解过程电流效率的因素,因此,在研究如何解决钛氧结合能高问题的同时,搞清楚其它影响因素也是熔盐电解工艺进一步取得突破的关键。本文针对FFC法使用碳阳极时带来金属钛碳含量超标、熔盐污染及电解槽短路等导致工艺电流效率降低的问题,重点开展熔盐电解脱氧过程碳污染机理、碳的资源化循环利用、降低FFC工艺过程碳污染等方面研究。论文得到以下主要结论:（1）FFC工艺制备金属钛过程中,采用碳材料为阳极时,在阳极产生一定量CO2溶解在熔盐中,与O2-在熔盐中反应形成CO32-离子,而CO32-离子的分解电压低于TiO2电解电压,CO32-离子即在阴极得电子发生电化学反应析出碳,有石墨、石墨烯、碳纳米管、碳纤维等颗粒小、比表面积大的碳产物,并且析碳过程一直伴随钛氧化物电解脱氧过程直到脱氧结束。即FFC工艺制备金属钛过程使用碳材料为阳极时,部分阳极碳会参与TiO2脱氧过程副反应,而且随着时间延长,消耗量越大,被消耗的碳最终转移至阴极析出或形成CO32-离子存在于熔盐中,造成阴极金属钛产物碳污染（形成Ti C）和熔盐污染,并造成电流短路,导致电解工艺电流效率降低。（2）CaCl2基熔盐电解体系可实现CO2转化为碳材料的高值化利用,通过研究发现8RuO2·2TiO2混合电极用作碳利用过程的惰性阳极时表现出更好的稳定性和耐腐蚀性;金属阴极对CO32-离子在电解过程中电极表面碳的沉积有一定的促进作用,但是效果不明显;在熔盐中加入Fe2O3、Ni O以及Co O时催化效果更明显,加入Fe O时所得碳材料石墨化程度最高,对碳沉积催化作用最显着。在CaCl2-NaCl-CaO-Li2SO4熔盐中,成功制备得到了可用于电催化的硫掺杂石墨片,Li+能提高阴极碳的石墨化程度。硫掺杂受温度影响,不同温度下产物形貌不同,随温度升高,产物形貌逐渐以棒状、片状、颗粒状、管状的顺序转变,棒状结构是由更细的碳棒或超薄的石墨片组成;碳球是由更小的碳粒组成;片状结构是由超薄的石墨片层叠而成。（3）基于FFC工艺碳污染及碳高值化利用基础研究,提出在同一电解槽中使用复合电极解决C污染并实现碳利用的思路。一对电极（石墨阳极和钛氧化物阴极）用于钛氧化物脱氧,另一对电极（惰性阳极和石墨阴极）用于碳酸根离子电化学还原析碳。根据两对电极放置位置不同时复合电场对熔盐中CO32-离子和O2-离子运动轨迹作用的理论分析,发现当一对电极的阴极和另一对电极的阳极位置越接近,越有利于降低C污染。但实验验证复合电极对降低C污染研究结果表明,在同一电解槽中采用垂直位置复合电极时,熔盐的碳污染比单电极体系时更严重,主要原因是阴极析出的C由于颗粒小、比表面积大,蓬松多孔,容易从析出电极脱落掉入熔盐,在熔盐中运动离子的带动下分散在整个熔盐中,且由于复合电场作用给熔盐体系C污染提供了较好的动力学条件,污染更大。因此,防止电极上析出C脱落掉入熔盐是复合电极系统实现电解脱氧和碳循环高值化利用同时进行的前提。有待进一步深入研究。
徐方男[10]（2020）在《新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究》文中研究说明如何高效环保处理水体中的砷镉污染问题一直都是国内外研究的热点。本文针对当前水环境中砷镉污染严峻和迫切的现状,结合广泛关注的吸附法技术,制备了与砷亲和力强的新型铁锰材料,并进行深入研究。主要工作包括优化了铁锰材料（Fe-Mn Binary Oxides,FMBO）的合成工艺,利用了淀粉（starch）、明胶（gelatin）和羧甲基纤维素钠（CMC）制备了三种稳定化的吸附材料,starch-FMBO、gelatin-FMBO和CMC-FMBO,并择优选取了starch-FMBO材料,对其吸附机理和环境影响因素进行深入研究。最后,为了使starch-FMBO能在更加复杂的溶液环境中有较好的吸附性能,本文考虑了砷镉共存的复合污染环境,对starch-FMBO（SFMBO）进行表面改性得到Ca-SFMBO。采用优化的合成工艺（Fe/Mn比例为1.00-2.00,合成pH值为2.0）合成了一种新型的铁锰氧化物的starch-FMBO。淀粉作为合成稳定剂,在控制颗粒大小方面起了很大的作用;由于其比表面积大、结构疏松,starch-FMBO与FMBO比较,除砷效率提高了150%,对As（III）的吸附容量达到161.3 mg/g。基于starch-FMBO的制备方法,利用CaCO3在SFMBO表面进行化学结合改性,改性材料能够提升单金属Cd溶液中Cd（II）的吸附量,提升35.9%。在材料吸附性能实验中,As（III）-Cd（II）共吸附的最佳pH值为6.0,且Ca-SFMBO可以在较宽的pH范围内稳定砷溶液、镉溶液或砷镉共存溶液中的pH值。双吸附体系中,低Cd（II）浓度对As（III）的吸附增强了33.3%,而随着Cd（II）浓度的增加,As（III）的吸附被抑制;As（III）浓度的增加能促进Cd（II）吸附量的增加,最大可提升将近一倍。这是因为Ca-SFMBO表面吸附了部分H2AsO4-和HAsO42-后,产生了新的负离子吸附位点,与Cd（II）表面的阳离子产生了静电吸引,最后在吸附位点结合产生了新的稳定化学键,形成了三元络合物。采用扫描电子显微镜（SEM）、能谱仪（EDS）和X射线衍射分析技术（XRD）等微观表征技术对实验室制备的FMBO、starch-FMBO、Ca-SFMBO等吸附材料进行分析,所制备的吸附材料均为非晶氧化物颗粒。根据X射线光电子能谱（XPS）分析,羟基官能团在铁锰材料对As（III）的吸附中起重要作用;Mn（IV）和Fe（III）的羟基分别与As（III）的氧化和As（III）/As（V）的吸附密切相关。对于Ca-SFMBO来说,表面改性过程中添加碳酸钙破坏了starch-FMBO合成过程中的酸碱平衡,导致不均匀Ca-SFMBO粒子的产生和Mn（IV）的氧化率降低。在As（III）-Cd（II）共吸附实验中,傅立叶红外光谱（FTIR）和EDS分析推测了Fe-As-Cd三元络合物在Ca-SFMBO表面的形成。本文所制备的新型铁锰材料starch-FMBO和Ca-SFMBO分别对水体中砷和砷镉具有较高的吸附去除能力,对废水具有pH广适性和调节性,其合成工艺对实际应用也具有一定的参考,值得进一步研究和探索。
二、K_2CO_3产品铁含量超标问题研究（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、K_2CO_3产品铁含量超标问题研究（论文提纲范文）
（1）绿色氧化剂高铁酸钾处理压裂返排液及其作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 创新点摘要 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 压裂技术概述 |
| 1.1.1 压裂液的种类及组成 |
| 1.1.2 压裂返排液中主要污染物质及其危害 |
| 1.1.3 压裂返排液的处理途径及排放标准 |
| 1.2 压裂返排液的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 物理化学法 |
| 1.2.4 生物化学法 |
| 1.2.5 其他处理法 |
| 1.3 绿色氧化剂高铁酸盐 |
| 1.3.1 高铁酸盐的晶型结构 |
| 1.3.2 高铁酸盐的化学性质 |
| 1.3.3 高铁酸盐的制备方法 |
| 1.3.4 高铁酸盐在压裂返排液中的应用现状 |
| 1.4 本文的研究背景、目的及意义 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 1.5 本文的研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究思路图 |
| 第二章 绿色氧化剂K_2FeO_4的制备与表征分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 K_2FeO_4的制备 |
| 2.3.1 Cl_2的制备与吸收 |
| 2.3.2 KClO溶液的纯化 |
| 2.3.3 K_2FeO_4粗产品的制备 |
| 2.3.4 K_2FeO_4晶体的纯化 |
| 2.3.5 K_2FeO_4纯度的分析 |
| 2.4 表征方法 |
| 2.4.1 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.4.2 扫描电子显微镜-能谱分析(SEM-EDS) |
| 2.4.3 红外光谱仪(FT-IR) |
| 2.4.4 紫外可见分光光度计(UV) |
| 2.4.5 火焰原子吸收光谱仪(FAAS) |
| 2.5 K_2FeO_4制备条件的优化 |
| 2.5.1 铁盐种类的影响 |
| 2.5.2 硝酸铁添加量的影响 |
| 2.5.3 KOH浓度的影响 |
| 2.5.4 反应温度的影响 |
| 2.5.5 反应时间的影响 |
| 2.6 K_2FeO_4的表征分析 |
| 2.6.1 晶相分析 |
| 2.6.2 形貌分析 |
| 2.6.3 FT-IR分析 |
| 2.6.4 紫外分析 |
| 2.6.5 元素分析 |
| 2.7 K_2FeO_4稳定性的调控 |
| 2.7.1 初始浓度的影响 |
| 2.7.2 促进剂的影响 |
| 2.7.3 氧化剂的影响 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 压裂返排液中模型化合物瓜胶的氧化及理论分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂、仪器与表征方法 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 表征方法 |
| 3.2.4 K_2FeO_4氧化瓜胶实验过程与测量方法 |
| 3.3 压裂液中特征污染物的分析与识别 |
| 3.4 K_2FeO_4氧化瓜胶的热力学计算 |
| 3.4.1 软件Gaussian 03 |
| 3.4.2 分子模型的建立 |
| 3.4.3 K_2FeO_4稳定性的热力学计算 |
| 3.4.4 K_2FeO_4氧化瓜胶的热力学计算 |
| 3.5 K_2FeO_4氧化瓜胶的工艺参数调控 |
| 3.5.1 瓜胶溶液氧化前后的对比 |
| 3.5.2 体系pH值的影响 |
| 3.5.3 反应温度的影响 |
| 3.5.4 K_2FeO_4添加量的影响 |
| 3.5.5 促进剂的影响 |
| 3.5.6 瓜胶浓度的影响 |
| 3.6 K_2FeO_4氧化降解瓜胶的反应过程 |
| 3.6.1 瓜胶氧化前后的红外光谱 |
| 3.6.2 瓜胶氧化前后的扫描电镜图像 |
| 3.6.3 瓜胶氧化前后的~(13)C MAS NMR谱图 |
| 3.6.4 瓜胶氧化后主要产物的分析与识别 |
| 3.6.5 K_2FeO_4氧化降解瓜胶的机理图 |
| 3.7 K_2FeO_4氧化瓜胶的动力学分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 K_2FeO_4处理压裂返排液的研究及理论分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验仪器与试剂 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.3 K_2FeO_4氧化压裂返排液的实验 |
| 4.3.1 实验过程 |
| 4.3.2 表征方法 |
| 4.4 压裂液与压裂返排液的基本性质 |
| 4.4.1 压裂液与压裂返排液的物性分析 |
| 4.4.2 压裂返排液中固相物质的组成 |
| 4.4.3 压裂返排液中离子组成分析 |
| 4.5 K_2FeO_4氧化压裂返排液各组分的热力学分析 |
| 4.6 压裂返排液的絮凝预处理 |
| 4.6.1 沉降预处理 |
| 4.6.2 絮凝剂的筛选 |
| 4.6.3 体系pH的影响 |
| 4.6.4 体系温度的影响 |
| 4.6.5 PAC浓度的影响 |
| 4.6.6 反应时间的影响 |
| 4.6.7 絮凝前后的SEM与 FT-IR表征 |
| 4.7 压裂返排液的破乳性能评价 |
| 4.7.1 K_2FeO_4对破乳效果的影响 |
| 4.7.2 K_2FeO_4破乳条件的优化 |
| 4.8 K_2FeO_4对压裂返排液的氧化性能评价 |
| 4.8.1 K_2FeO_4对降黏效果的影响 |
| 4.8.2 K_2FeO_4对COD与 TOC去除效果的影响 |
| 4.8.3 氧化前后的SEM-EDS表征 |
| 4.9 氧化后压裂返排液二次絮凝的研究 |
| 4.10 K_2FeO_4氧化压裂返排液中特征污染物的作用机理 |
| 4.10.1 瓜胶的氧化 |
| 4.10.2 聚丙烯酰胺的氧化 |
| 4.10.3 乳化油的破乳和氧化 |
| 4.10.4 压裂返排液的氧化机理 |
| 4.11 本章小结 |
| 第五章 外场耦合强化K_2FeO_4氧化压裂返排液的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器与试剂 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.3 超声强化耦合K_2FeO_4氧化压裂返排液 |
| 5.3.1 pH值的影响 |
| 5.3.2 超声温度的影响 |
| 5.3.3 超声时间的影响 |
| 5.3.4 K_2FeO_4添加量的影响 |
| 5.4 电场耦合K_2FeO_4氧化压裂返排液 |
| 5.4.1 阳极材料的影响 |
| 5.4.2 电解电压的影响 |
| 5.4.3 反应体系pH值的影响 |
| 5.4.4 电解时间的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 K_2FeO_4在处理压裂返排液的应用试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 现场试验工艺 |
| 6.3 K_2FeO_4氧化处理压裂返排液的现场应用 |
| 6.4 压裂返排液现场处理前后的水质分析 |
| 6.5 污泥的处理效果 |
| 6.6 水质稳定的现场试验 |
| 6.6.1 缓蚀剂的现场试验 |
| 6.6.2 阻垢剂的现场试验 |
| 6.6.3 杀菌剂的现场试验 |
| 6.7 K_2FeO_4氧化压裂返排液的平稳运行试验 |
| 6.8 经济成本分析 |
| 6.9 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 成果 |
| 致谢 |
（2）农产品中四种农药残留的免疫快速检测方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题背景 |
| 1.2 腐霉利 |
| 1.2.1 腐霉利概述 |
| 1.2.2 腐霉利检测现状 |
| 1.3 氟乐灵 |
| 1.3.1 氟乐灵概述 |
| 1.3.2 氟乐灵检测现状 |
| 1.4 异丙威 |
| 1.4.1 异丙威概述 |
| 1.4.2 异丙威检测现状 |
| 1.5 甲霜灵 |
| 1.5.1 甲霜灵概述 |
| 1.5.2 甲霜灵检测现状 |
| 1.6 本课题主要研究内容 |
| 第二章 半抗原及完全抗原的合成与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 化学药品与试剂 |
| 2.2.3 常用溶液 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 半抗原的设计合成 |
| 2.3.2 完全抗原的合成 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 半抗原的设计 |
| 2.4.2 半抗原的鉴定 |
| 2.4.3 完全抗原的鉴定 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 单克隆抗体的制备及ic-ELISA的建立 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 化学药品与试剂 |
| 3.2.3 常用溶液 |
| 3.2.4 实验动物 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 小鼠的免疫 |
| 3.3.2 小鼠血清检测 |
| 3.3.3 杂交瘤细胞株的筛选与制备 |
| 3.3.4 单克隆抗体的制备、纯化及鉴定 |
| 3.3.5 ic-ELISA方法的建立与优化 |
| 3.3.6 ic-ELISA方法的评估 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 小鼠血清检测 |
| 3.4.2 细胞株的筛选 |
| 3.4.3 单克隆抗体亲和力和亚型的鉴定 |
| 3.4.4 ic-ELISA工作点的选择 |
| 3.4.5 ic-ELISA工作液的优化 |
| 3.4.6 单克隆抗体灵敏度及特异性的测定 |
| 3.4.7 实验样本添加回收实验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于单克隆抗体的胶体金试纸条的研制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 化学药品与试剂 |
| 4.2.3 常用溶液 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 金纳米粒子的制备 |
| 4.3.2 金标抗体的制备 |
| 4.3.3 胶体金试纸条检测线(T线)包被原浓度的确定 |
| 4.3.4 胶体金试纸条的作用原理和组装 |
| 4.3.5 胶体金试纸条在实际样本中的检测 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 金纳米粒子的合成 |
| 4.4.2 金标抗体条件优化 |
| 4.4.3 金标抗体试纸条T线包被浓度优化 |
| 4.4.4 实际样品的检测 |
| 4.5 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士期间的主要成果 |
（3）镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评（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 固化稳定化技术的研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 我国污染场地现状及修复需求 |
| 1.2.2 固化稳定化技术技术特征及应用现状 |
| 1.2.3 固化剂应用现状 |
| 1.2.4 固化稳定化效果评价研究现状 |
| 1.2.5 固化稳定化效果影响因素研究现状 |
| 1.3 钢渣在岩土工程和环境工程的应用现状及发展趋势 |
| 1.3.1 钢渣的物理化学特性 |
| 1.3.2 钢渣在岩土工程中的应用现状 |
| 1.3.3 钢渣在环境工程中的应用现状 |
| 1.3.4 钢渣激发研究现状 |
| 1.4 现有研究存在问题的进一步分析总结及问题的提出 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 钢渣基固化剂处理镍锌污染土的机理研究 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 可持续型固化剂研发 |
| 2.2.1 研发思路 |
| 2.2.2 激发剂筛选 |
| 2.2.3 电石渣和磷石膏的化学属性 |
| 2.3 试验材料与方法 |
| 2.3.1 试验材料 |
| 2.3.2 试验方案 |
| 2.3.3 试样制备 |
| 2.3.4 测试方法 |
| 2.4 固化剂组分优化试验结果 |
| 2.4.1 转炉钢渣、电石渣和磷石膏固化土的强度和重金属稳定率 |
| 2.4.2 固化剂性能影响因素分析 |
| 2.5 BCP固化土环境土工特性 |
| 2.5.1 固化土的基本土性参数 |
| 2.5.2 固化土的酸碱度和电导率 |
| 2.6 BCP固化土的强度特性 |
| 2.6.1 固化土的无侧限抗压强度 |
| 2.6.2 固化土的无侧限抗压强度与酸碱度/电导率的关系 |
| 2.7 BCP固化土的浸出毒性 |
| 2.7.1 硫酸硝酸法重金属浸出浓度 |
| 2.7.2 固化土浸出液的酸碱度和电导率 |
| 2.7.3 重金属浸出浓度与浸出液酸碱度和电导率的关系 |
| 2.7.4 浸提液p H对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.7.5 液固比对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.8 BCP固化土的环境土工特性变化机理 |
| 2.8.1 固化土的酸缓冲能力 |
| 2.8.2 固化土中重金属化学形态 |
| 2.8.3 固化土的孔隙特征 |
| 2.8.4 BCP固化剂与重金属镍和锌反应机理 |
| 2.8.5 BCP掺量和龄期对固化土环境土工特性影响机理 |
| 2.9 本章小结 |
| 第三章 拌和含水率和压实度对固化稳定化效果影响研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方案 |
| 3.2.3 试样制备 |
| 3.2.4 测试方法 |
| 3.3 污染土拌和含水率对固化土环境土工特性影响 |
| 3.3.1 无侧限抗压强度 |
| 3.3.2 重金属浸出浓度 |
| 3.3.3 固化土酸碱度 |
| 3.3.4 固化土含水率 |
| 3.3.5 固化土干密度和比重 |
| 3.3.6 固化土颗粒分布 |
| 3.3.7 重金属化学形态 |
| 3.3.8 固化土孔径分布 |
| 3.3.9 固化土微观形态 |
| 3.3.10 固化剂掺量和污染土拌和含水率进行优化 |
| 3.4 压实度对固化土环境土工特性影响 |
| 3.4.1 无侧限抗压强度 |
| 3.4.2 重金属浸出浓度 |
| 3.4.3 固化土酸碱度 |
| 3.4.4 固化土界限含水率 |
| 3.4.5 固化土粒径分布 |
| 3.4.6 重金属的化学形态 |
| 3.4.7 固化土粒径减小后金属浸出浓度 |
| 3.4.8 固化土半动态浸出特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 干湿交替作用下固化土重金属浸出行为演化规律研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 试样制备 |
| 4.2.4 测试方法 |
| 4.3 传统试验方法测试结果与讨论 |
| 4.3.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.3.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.3.3 重金属浸出浓度和重金属全量空间分布 |
| 4.3.4 试样破坏情况 |
| 4.3.5 ASTM D4843 试验方法的局限性 |
| 4.4 改进试验方法测试结果与讨论 |
| 4.4.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.4.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.4.3 土样空间均质性 |
| 4.4.4 试样破坏情况 |
| 4.4.5 土样中重金属浸出浓度和全量 |
| 4.4.6 土样pH值 |
| 4.4.7 土样干密度和粒径分布 |
| 4.4.8 重金属化学形态 |
| 4.4.9 土样孔隙分布 |
| 4.5 土样环境土工参数变化对应的干湿循环次数比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 固化土重金属扩散和渗流运移参数测评研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方案 |
| 5.2.3 试样制备 |
| 5.2.4 试验方法 |
| 5.3 扩散试验结果与讨论 |
| 5.3.1 试验前后土样土性指标 |
| 5.3.2 试验前后土样孔隙水中金属浓度 |
| 5.3.3 上层溶液金属浓度 |
| 5.3.4 有效扩散系数和分配系数计算 |
| 5.3.5 有效扩散系数的讨论 |
| 5.4 渗透试验结果与讨论 |
| 5.4.1 渗透系数 |
| 5.4.2 渗出液pH值 |
| 5.4.3 渗出液镍和锌浓度 |
| 5.4.4 渗出液钙浓度 |
| 5.4.5 USEPA 1314和USEPA 1316 试验结果比较 |
| 5.4.6 基于柔性壁渗透试验结果求算重金属运移参数 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 重金属污染土固化稳定化现场试验研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 试验场地 |
| 6.2.1 污染场地概况 |
| 6.2.2 污染土 |
| 6.2.3 下卧土 |
| 6.2.4 固化剂 |
| 6.3 固化稳定化修复 |
| 6.3.1 试验方案 |
| 6.3.2 施工工艺 |
| 6.4 固化稳定化效果评价 |
| 6.4.1 取样点位 |
| 6.4.2 测试方法 |
| 6.5 试验结果与讨论 |
| 6.5.1 气温及固化土温度 |
| 6.5.2 干密度和含水率 |
| 6.5.3 贯入阻力 |
| 6.5.4 回弹模量 |
| 6.5.5 无侧限抗压强度 |
| 6.5.6 固化土浸出毒性、酸碱度和电导率 |
| 6.5.7 固化土中重金属化学形态 |
| 6.5.8 下卧层土重金属全量 |
| 6.5.9 BCP与传统固化剂性能比较 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 固化污染土填筑路基的耐久性与重金属运移特征研究 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 试验场地概况 |
| 7.2.1 污染场地概况 |
| 7.2.2 污染土 |
| 7.2.3 离场土 |
| 7.2.4 固化剂 |
| 7.3 固化稳定化修复及监测 |
| 7.3.1 试验方案 |
| 7.3.2 固化稳定化施工工艺 |
| 7.3.3 原位测试及取样点位 |
| 7.3.4 测试方法 |
| 7.4 试验结果与讨论 |
| 7.4.1 试验期间气象条件 |
| 7.4.2 干密度 |
| 7.4.3 贯入阻力 |
| 7.4.4 回弹模量 |
| 7.4.5 重金属浸出浓度 |
| 7.4.6 固化土p H值和EC值 |
| 7.4.7 固化土中重金属化学形态分布 |
| 7.4.8 固化土重金属向离场土运移特征 |
| 7.4.9 固化土重金属向离场土体扩散运移距离预测 |
| 7.4.10 多场作用下固化土土性参数空间变异性 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 后续研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间科研成果 |
（4）铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水中的锑污染现状 |
| 1.1.1 锑元素及锑污染概述 |
| 1.1.2 印染废水中的锑 |
| 1.1.3 印染废水中锑的处理现状 |
| 1.1.4 其他含锑废水现有处理工艺 |
| 1.2 铁氧化物类复合材料对锑的去除现状 |
| 1.2.1 磁性铁氧化物类(Fe_3O_4)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.2 三氧化二铁类(Fe_2O_3)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.3 羟基氧化铁类(Fe O(OH))复合材料对锑的去除 |
| 1.2.4 无定型铁氧化物类(水铁矿)复合材料对锑的去除 |
| 1.3 本文选题背景和思路 |
| 1.4 本文研究目标与主要研究任务 |
| 1.5 本文技术路线 |
| 1.6 本章小结 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 主要实验设备 |
| 2.2 复合材料的制备方法 |
| 2.2.1 几种常规形态铁氧化物的制备 |
| 2.2.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.2.3 硅掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.3 本文主要实验方法 |
| 2.3.1 静态吸附实验 |
| 2.3.2 动态吸附实验 |
| 2.3.3 循环吸附-脱附实验 |
| 2.4 本文主要分析和表征方法 |
| 2.4.1 溶液中相关离子的测定 |
| 2.4.2 实验中主要的表征方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备及对印染废水中锑的去除 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 几种常规形态铁氧化物对锑吸附性能的初步分析 |
| 3.3 不同掺杂比例的锰掺杂型铁氧化物复合材料的表征分析 |
| 3.3.1 锰掺杂型铁氧化物复合材料的形貌分析 |
| 3.3.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XRD物相分析 |
| 3.3.3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的比表面积分析 |
| 3.3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XPS分析 |
| 3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的锑吸附能力分析 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线 |
| 3.5 印染废水pH对 FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6 印染废水无机及有机共存污染物对FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6.1 共存阴离子的影响 |
| 3.6.2 共存表面活性剂或印染助剂的影响 |
| 3.6.3 共存大分子染料的影响 |
| 3.7 锰氧化物的掺杂原理及FMBO对 Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.7.1 锰氧化物的掺杂原理 |
| 3.7.2 FMBO_3对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.8 实际印染废水中FMBO去除Sb(Ⅴ)的应用性分析 |
| 3.9 最优掺杂比例的FMBO的循环吸附-脱附性能分析 |
| 3.10 最优掺杂比例的FMBO对 Sb(Ⅴ)的动态吸附性能分析 |
| 3.10.1 动态吸附穿透曲线分析 |
| 3.10.2 动态脱附及循环动态吸附-脱附分析 |
| 3.11 本章小结 |
| 4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的烧结稳定化及对印染废水中锑的去除 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 不同烧结稳定化SFMC复合材料的表征分析 |
| 4.2.1 烧结稳定化SFMC复合材料的XRD物相分析 |
| 4.2.2 烧结稳定化SFMC复合材料的形貌分析 |
| 4.2.3 烧结稳定化SFMC复合材料的功能性基团分析 |
| 4.2.4 烧结稳定化SFMC复合材料的比表面积及孔体积分析 |
| 4.3 SFMC对 Sb(Ⅴ)的吸附表现及烧结稳定化条件的优选 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 SFMC的分离特性和溶出特性分析及稳定化条件优选 |
| 4.3.3 SFMC烧结稳定化条件的优选 |
| 4.4 最优稳定化的SFMC对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 4.4.1 吸附动力学 |
| 4.4.2 印染废水pH、共存物质对SFMC吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.4.3 实际印染废水的静态和动态去除实验 |
| 4.5 最优稳定化的SFMC对 Sb(Ⅴ)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 4.6 烧结稳定化原理及SFMC吸附锑的机理分析 |
| 4.6.1 烧结稳定化原理 |
| 4.6.2 最优稳定化的SFMC吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 软模板法调控的锰掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 软模板剂调控的SMFO的表征分析 |
| 5.2.1 SMFO的颗粒形貌分析 |
| 5.2.2 SMFO的 XRD物相分析 |
| 5.2.3 SMFO的热重及软模板剂残留量分析 |
| 5.2.4 SMFO的比表面积和总孔体积分析 |
| 5.2.5 SMFO的 XPS和铁锰比例分析 |
| 5.2.6 SMFO的功能性基团分析 |
| 5.3 软模板剂调控的SMFO对 Sb(Ⅴ)的吸附能力分析 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.4 软模板剂调控的SMFO对印染废水中Sb(Ⅴ)的去除性能分析 |
| 5.4.1 印染废水pH对 SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 5.4.2 印染废水无机及有机共存污染物对SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响.. |
| 5.4.3 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 5.5 SMFO-B的循环吸附-脱附性能分析 |
| 5.6 软模板剂调控原理及SMFO-B吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 5.6.1 软模板剂法对SMFO的调控原理分析 |
| 5.6.2 SMFO-B对 Sb(Ⅴ)的吸附机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 硅掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 不同硅掺杂比例的SFOC的表征分析 |
| 6.2.1 SFOC的 XRD物相分析 |
| 6.2.2 SFOC的颗粒形貌分析 |
| 6.2.3 SFOC的比表面积和总孔体积分析 |
| 6.2.4 SFOC的功能性基团分析 |
| 6.2.5 SFOC的 XPS分析 |
| 6.3 吸附等温线及硅掺杂比例的优选 |
| 6.4 SFOC_(10)对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 6.4.1 吸附动力学 |
| 6.4.2 印染废水pH对 SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.3 印染废水共存污染物对SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.4 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 6.5 SFOC_(10)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 6.6 硅掺杂原理及SFOC_(10)吸附锑的机理分析 |
| 6.6.1 SFOC中硅氧化物的掺杂原理 |
| 6.6.2 SFOC_(10)对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 研究建议及展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
（5）铁掺杂生物质炭对六价铬的还原-吸附去除行为机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体中重金属污染概况 |
| 1.2 铬污染现状 |
| 1.2.1 水体铬污染的来源 |
| 1.2.2 含铬废水的特征 |
| 1.2.3 含铬废水的危害 |
| 1.3 含铬废水的处理技术 |
| 1.3.1 物化法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 生物炭研究进展 |
| 1.4.1 生物炭的理化性质 |
| 1.4.2 生物炭的制备 |
| 1.4.3 在水体治理中的应用 |
| 1.4.4 生物炭的改性修饰 |
| 1.4.5 磁性修饰生物炭的制备方法 |
| 1.5 本研究的背景及内容 |
| 2 磁性生物炭的制备与实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 溶液中总铁的测定 |
| 2.4.2 Cr(VI)的测定方法 |
| 2.4.3 铁掺杂生物炭的制备方法 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 吸附等温线及计算方法 |
| 2.5.2 吸附动力学模型拟合 |
| 3 铁掺杂生物质炭对铬的吸附去除研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 静态吸附实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 初始pH对吸附效果的影响 |
| 3.3.2 吸附等温实验 |
| 3.3.3 铁掺杂生物质炭对六价铬的吸附热力学 |
| 3.3.4 铁掺杂生物质碳对六价铬的吸附动力学 |
| 3.3.5 溶液电解质背景对铁掺杂生物质炭吸附六价铬的影响 |
| 3.3.6 铁掺杂生物质炭吸附剂脱附再生性能研究 |
| 3.3.7 其他吸附剂与铁掺杂生物质炭吸附六价铬吸附效果对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 铁掺杂生物质炭的表征与六价铬去除机制分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.3 铁掺杂生物炭的表征与分析 |
| 4.3.1 铁掺杂生物炭的表征方法 |
| 4.3.2 铁掺杂生物炭的表征分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）琼脂包埋微藻Chlorella sacchrarophila室温长期保存及其对氮磷废水处理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微藻概述 |
| 1.1.1 微藻概念与分类 |
| 1.1.2 微藻功能与应用 |
| 1.2 微藻的保存方法及现状 |
| 1.2.1 几种常用的微藻保存方法 |
| 1.2.2 微藻保存的现状 |
| 1.3 固定化技术在微藻保存中的应用 |
| 1.4 利用微藻处理氮磷废水的研究 |
| 1.4.1 水体中氮磷污染及其治理现状 |
| 1.4.2 微藻去除氮磷的原理 |
| 1.4.3 基于微藻脱氮除磷的处理体系 |
| 1.5 课题研究目的意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题研究目的意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 课题技术路线 |
| 第二章 琼脂包埋微藻Chlorella sacchrarophila室温长期保存的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 培养基和常用试剂配制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 微藻的纯化与培养 |
| 2.3.2 藻细胞生物量的测定 |
| 2.3.3 微藻采收、固定及保存 |
| 2.3.4 琼脂包埋物中藻细胞数测定 |
| 2.3.5 场发射扫描电镜SEM观察藻细胞形态 |
| 2.3.6 保存后微藻再培养 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 包埋不同藻浓度的保存情况 |
| 2.4.2 不同琼脂浓度包埋对微藻保存的影响 |
| 2.4.3 不同营养条件及光照对保存的影响 |
| 2.4.4 微藻固定化保存后细胞活性的评估 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 利用琼脂包埋的微藻Chlorella sacchrarophila对氮磷废水处理的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 主要仪器设备 |
| 3.2.2 主要试剂 |
| 3.2.3 培养基和常用试剂配制 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 固定化藻颗粒的制备 |
| 3.3.2 固定化藻处理氮磷废水 |
| 3.3.3 固定化藻重复利用 |
| 3.3.4 保存后的C.sacchrarophila处理氮磷废水 |
| 3.3.5 微藻生物量的测定 |
| 3.3.6 NH_4~+-N和 PO_4~(3-)-P含量测定 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 包埋不同藻浓度对氮磷去除的影响 |
| 3.4.2 投加量及光照强度对氮磷去除的影响 |
| 3.4.3 氨氮浓度对氮磷去除的影响 |
| 3.4.4 固定化藻重复利用对氮磷去除的情况 |
| 3.4.5 保存不同时间的藻对氮磷去除的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于柱状光反应器的连续处理及实际废水处理效果评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 主要仪器设备 |
| 4.2.2 主要试剂 |
| 4.2.3 培养基和常用试剂配制 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 反应器启动运行 |
| 4.3.2 实际废水处理 |
| 4.3.3 NH_4~+-N、PO_4~(3-)-P和 COD含量测定 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 反应器启动运行效果初步评价 |
| 4.4.2 反应器运行条件改进后的脱氮除磷效果 |
| 4.4.3 水力停留时间HRT对反应器脱氮除磷的影响 |
| 4.4.4 实际市政废水处理效果评价 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝研究及工业应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 高纯氧化铝性能与用途 |
| 1.3 高纯氧化铝国内外研究现状 |
| 1.4 工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝研究进展 |
| 1.5 研究内容及目标 |
| 1.6 论文结构 |
| 2 实验材料、仪器与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.3 分析表征方法 |
| 3 工业铝酸钠溶液净化工艺研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水化石榴石生成条件和反应热力学分析 |
| 3.3 拜耳法铝酸钠溶液深度脱硅过程研究 |
| 3.4 铝酸钠溶液的净化脱色技术 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 铝酸钠溶液种分制备氢氧化铝中间体 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 合成铝酸钠溶液种分制备氢氧化铝 |
| 4.3 工业铝酸钠溶液种分制备氢氧化铝 |
| 4.4 种分氢氧化铝产品粒度分布曲线 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝产业化研究 |
| 5.1 高浓度铝酸钠溶液净化技术产业化研究与优化 |
| 5.2 高活性晶种制备技术产业化研究及优化 |
| 5.3 种分分解技术产业化研究与优化 |
| 5.4 产品过滤、洗涤产业化研究与优化 |
| 5.5 高纯氧化铝产品表征 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 主要研究成果 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（8）基于活性炭（GAC/Fe3O4）粒子的三维电极法修复铬污染土壤技术研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 铬污染土壤的污染现状及其危害 |
| 1.2.1 土壤中铬的来源与危害 |
| 1.2.2 土壤铬污染现状 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 铬污染土壤修复技术研究现状 |
| 1.3.2 三维电极电动修复技术概况 |
| 1.3.3 三维电极法在环境修复中的研究现状 |
| 1.4 课题研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 论文创新点及技术路线 |
| 1.5.1 论文创新点 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 粒子电极 |
| 2.1.2 化学试剂及材料 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.2.1 二维/三维电极电动修复反应器 |
| 2.2.2 其他仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 粒子电极的制备方法 |
| 2.3.2 模拟土壤浸出液的吸附实验 |
| 2.3.3 二维电动法修复铬污染土壤实验 |
| 2.3.4 三维电极法修复铬污染土壤实验 |
| 2.3.5 三维电动修复回归模型实验 |
| 2.3.6 回归模型验证实验 |
| 2.3.7 粒子电极解吸及再生 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 物相组成测定方法 |
| 2.4.2 环境扫描电子显微镜分析法 |
| 2.4.3 六价铬及总铬的测定方法 |
| 2.4.4 浸出毒性测定方法 |
| 2.4.5 形态分析方法 |
| 2.4.6 原子价态及含量分析方法 |
| 2.5 参数表达及数学模型 |
| 2.5.1 电动修复性能评价参数 |
| 2.5.2 回归模型参数 |
| 3 铬污染土壤的基本特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铬污染土壤物化特性分析 |
| 3.2.1 铬污染土壤形貌分析 |
| 3.2.2 铬污染土壤物理性质分析 |
| 3.2.3 铬污染土壤化学组成分析 |
| 3.2.4 铬污染土壤物相及微观形貌分析 |
| 3.3 土壤中重金属铬的污染特性分析 |
| 3.3.1 污染土壤中铬的全量分析 |
| 3.3.2 污染土壤中铬的形态分析 |
| 3.3.3 污染土壤中铬的浸出毒性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 改性活性炭(GAC/Fe_3O_4)粒子电极的制备及其性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 GAC/Fe_3O_4粒子电极制备 |
| 4.2.1 固液比对粒子电极性能的影响 |
| 4.2.2 煅烧时间对粒子电极性能的影响 |
| 4.2.3 煅烧温度对粒子电极吸附性能的影响 |
| 4.2.4 粒子电极制备参数优化实验 |
| 4.3 GAC/Fe_3O_4粒子电极的表征与分析 |
| 4.3.1 粒子电极表面形貌特征 |
| 4.3.2 粒子电极Brunauer-Emmett-Teller(BET)分析 |
| 4.3.3 粒子电极X射线衍射光谱(XRD)分析 |
| 4.3.4 粒子电极表面X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.5 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.6 模拟土壤浸出液的静态吸附实验 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 三维电极法修复铬污染土壤的实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 二维电极系统与三维电极系统对比实验 |
| 5.2.1 二维电极系统与三维电极系统电流的变化 |
| 5.2.2 二维电极系统与三维电极系统对土壤电导率的影响分析 |
| 5.2.3 二维电极与三维电极对土壤p H的影响分析 |
| 5.2.4 二维电极与三维电极对重金属铬迁移分布的影响 |
| 5.2.5 修复后土壤的浸出毒性测试 |
| 5.3 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对三维电极系统修复性能的影响 |
| 5.3.1 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对系统电流的影响 |
| 5.3.2 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对土壤pH分布的影响 |
| 5.3.3 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对土壤电导率分布的影响 |
| 5.3.4 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对土壤六价铬分布影响 |
| 5.3.5 GAC/Fe_3O_4粒子投加量对土壤中铁元素分布影响 |
| 5.4 修复时间对三维电极系统修复性能的影响 |
| 5.4.1 修复时间对土壤pH的影响 |
| 5.4.2 修复时间对土壤电导率的影响 |
| 5.4.3 修复时间对土壤中重金属铬分布的影响 |
| 5.4.4 修复时间对土壤重金属铬平均去除率的影响 |
| 5.4.5 修复时间对土壤中重金属铬浸出毒性的影响 |
| 5.5 三维电极电动修复系统多因素作用研究及初步优化 |
| 5.5.1 三维电动修复系统多因素筛选 |
| 5.5.2 系统电流分布规律 |
| 5.5.3 Cr(Ⅵ)和总铬分布 |
| 5.5.4 基于土壤中六价铬及其浸出毒性的因素影响度分析 |
| 5.5.5 优化结果验证 |
| 5.6 粒子电极的回收及再生 |
| 5.6.1 GAC/Fe_3O_4粒子电极的回收及再生 |
| 5.6.2 GAC/Fe_3O_4再生粒子对模拟土壤浸出液的静态吸附实验 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 基于GCA/Fe_3O_4粒子的三维电极法修复土壤中重金属铬的回归模型建立与验证 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 响应面模型的选取及原理 |
| 6.3 实验设计及模型数据采集 |
| 6.3.1 基于CCRD的实验设计 |
| 6.3.2 响应指标R的数据采集 |
| 6.4 多元线性回归方程的建立 |
| 6.4.1 Cr(Ⅵ)平均去除率的回归分析 |
| 6.4.2 Cr(Ⅵ)浸出毒性平均去除率的回归分析 |
| 6.5 回归模型显着性检验 |
| 6.5.1 Cr(Ⅵ)平均去除率回归模型的显着性检验 |
| 6.5.2 Cr(Ⅵ)浸出毒性去除率回归模型的显着性检验 |
| 6.6 响应面图分析 |
| 6.6.1 Cr(Ⅵ)平均去除率回归模型响应面图分析 |
| 6.6.2 Cr(Ⅵ)浸出毒性平均去除率回归模型响应面图分析 |
| 6.7 回归模型的验证 |
| 6.7.1 模型预测 |
| 6.7.2 验证实验 |
| 6.8 本章小结 |
| 7 基于GAC/Fe_3O_4粒子的三维电极法修复土壤中重金属铬的机理分析 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 GAC/Fe_3O_4粒子电极表征与分析 |
| 7.2.1 反应前后微观形貌及成分分析 |
| 7.2.2 不同区域粒子电极X射线衍射(XRD)分析 |
| 7.2.3 反应前后粒子电极X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 7.2.4 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 7.3 土壤中铬的形态变化及表征分析 |
| 7.3.1 修复前后土壤中铬的形态变化 |
| 7.3.2 修复前后土壤中微观形貌及成分分析 |
| 7.3.3 土壤修复前后X射线衍射(XRD)分析 |
| 7.3.4 土壤修复前后X射线光电子(XPS)分析 |
| 7.4 三维电动修复系统中铬的迁移转化机理分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论及展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.作者攻读学位期间参与的科研项目 |
| C.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（9）电解钛过程碳污染机理及碳材料制备研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 熔盐电解制备金属钛工艺进展 |
| 1.2 CO_2资源化利用 |
| 1.2.1 CO_2排放现状 |
| 1.2.2 CO_2资源化利用 |
| 1.3 熔盐电化学转化CO_2研究现状 |
| 1.3.1 熔盐电化学还原机理 |
| 1.3.2 熔盐捕获CO_2的研究 |
| 1.4 论文研究意义及研究内容 |
| 2 CaCl_2熔盐电解钛氧化物过程碳污染研究 |
| 2.1 熔盐电解TiO_2实验 |
| 2.1.1 实验 |
| 2.1.2 表征 |
| 2.2 熔盐电解TiO_2过程中间相形成 |
| 2.3 熔盐电解TiO_2过程碳污染产生 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 碳的绿色高值化利用研究 |
| 3.1 熔盐电化学转化CO_2实验 |
| 3.1.1 表征 |
| 3.1.2 电流效率以及能耗计算 |
| 3.1.3 原料及设备 |
| 3.2 阳极材料选择 |
| 3.2.1 阳极材料对熔盐电化学转化CO_2的影响 |
| 3.2.2 脉冲对熔盐电化学转化CO_2的影响 |
| 3.3 阴极材料优化 |
| 3.3.1 阴极材料对CO_3~(2-)离子电化学还原的影响 |
| 3.3.2 金属氧化物对熔盐电化学转化CO_2的影响 |
| 3.4 硫掺杂石墨片制备研究 |
| 3.4.1 Li_2SO_4浓度对阴极产物的影响 |
| 3.4.2 温度对硫掺杂石墨片的影响 |
| 3.5 CO_3~(2-)还原机理的研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 复合电极制备金属钛及CO_2利用研究 |
| 4.1 复合电极在电解槽中分布及对离子运动的影响 |
| 4.2 复合电极体系对电解脱氧和污染调控的效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
| C.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（10）新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 砷和镉的性质及水体砷镉污染现状 |
| 1.1.1 砷的性质及危害 |
| 1.1.2 镉的性质及危害 |
| 1.1.3 水体中砷和镉的存在形式 |
| 1.1.4 水体中砷镉共存污染 |
| 1.2 水体中砷和镉处理技术现状 |
| 1.2.1 混凝法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 水体中重金属吸附材料 |
| 1.3.1 活性炭 |
| 1.3.2 沸石 |
| 1.3.3 金属化合物吸附剂 |
| 1.4 吸附剂常见的制备方法 |
| 1.4.1 化学沉淀法 |
| 1.4.2 水热合成法 |
| 1.4.3 溶胶凝胶法 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验主要仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器与设备 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验及分析方法 |
| 2.2.1 实验制备 |
| 2.2.2 吸附实验 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 新型淀粉稳定化铁锰氧化物(starch-FMBO)对水体中砷的吸附性能与机理研究 |
| 3.1 FMBO的最佳合成条件 |
| 3.1.1 Fe/Mn比的影响 |
| 3.1.2 合成pH的影响 |
| 3.1.3 稳定剂的筛选 |
| 3.2 吸附热力学实验 |
| 3.3 吸附动力学实验 |
| 3.4 Starch-FMBO吸附去除水中砷的条件优化 |
| 3.5 吸附机理 |
| 3.5.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.5.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 表面改性的铁锰氧化物(Ca-SFMBO)对水体中砷镉的同步吸附性能和机理研究 |
| 4.1 Ca-SFMBO的筛选和表征 |
| 4.2 吸附热力学实验 |
| 4.2.1 As/Cd吸附的最佳p H实验 |
| 4.2.2 As/Cd共同吸附的吸附性能 |
| 4.3 吸附机理 |
| 4.3.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.3 能量色散谱仪(EDS)分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
四、K_2CO_3产品铁含量超标问题研究（论文参考文献）
- [1]绿色氧化剂高铁酸钾处理压裂返排液及其作用机制[D]. 韩洪晶. 东北石油大学, 2021(02)
- [2]农产品中四种农药残留的免疫快速检测方法研究[D]. 倪萍. 江南大学, 2021(01)
- [3]镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评[D]. 冯亚松. 东南大学, 2021(02)
- [4]铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究[D]. 杨昆仑. 浙江大学, 2021
- [5]铁掺杂生物质炭对六价铬的还原-吸附去除行为机制研究[D]. 董建华. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [6]琼脂包埋微藻Chlorella sacchrarophila室温长期保存及其对氮磷废水处理的研究[D]. 胡骏. 华南理工大学, 2020(02)
- [7]工业铝酸钠溶液制备高纯氧化铝研究及工业应用[D]. 陈湘根. 中国矿业大学, 2020(01)
- [8]基于活性炭（GAC/Fe3O4）粒子的三维电极法修复铬污染土壤技术研究[D]. 闫玉杰. 重庆大学, 2020(02)
- [9]电解钛过程碳污染机理及碳材料制备研究[D]. 胡蒙均. 重庆大学, 2020(02)
- [10]新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究[D]. 徐方男. 浙江大学, 2020(07)