一、Selection of Dispersivity in Groundwater Risk Assessment（论文文献综述）
应雨钱[1]（2021）在《脱硫钢渣对盐碱地的改良效果和安全性评价》文中进行了进一步梳理盐碱土是重要的潜力耕地资源,我国盐碱地面积大,分布广阔,对盐碱土的改良施用脱硫副产物是良好的选择。脱硫钢渣作为工业烟气脱硫产生的脱硫副产物,其主要成分与传统的盐碱土改良剂脱硫石膏相似,预测其可作为盐碱土的改良剂来使用。本文在内蒙古开展大田试验,选取苜蓿（Medicago sativa L.）作为供试植物,对脱硫钢渣改良盐碱土进行分析研究。另外,采取室内盆栽试验,施用脱硫钢渣和黄腐酸进行改良盐碱土理化性质和微生物群落结构的综合试验,分析改良效果和机理,并主要对脱硫钢渣进行重金属污染评价,探究脱硫钢渣作为盐碱土改良剂的可行性。主要研究结果如下:（1）脱硫钢渣在大田试验中能有效地改良盐碱土。施加脱硫钢渣后第一年就能显着降低表层土壤（0-10 cm）的p H、土壤溶液电导率、土壤盐分含量、钠吸附比SAR和可交换钠百分比ESP。然而,由于盐分从表层土壤中下渗,脱硫钢渣处理过的土壤在较深的土壤剖面中（26-85 cm）增加了EC值和含盐量,这一现象在施用脱硫钢渣的第三年后得到缓解。脱硫钢渣显着提高了土壤Ca2+含量,并降低了Na+、Cl-、CO32-和HCO3-离子的浓度。另外,脱硫钢渣能显着降低土壤粘粒分散性、抗压强度和塑性指数,减轻土壤开裂,改良土壤不良物理性质。土壤开裂的减少得益于从脱硫钢渣中释放钙离子,从而在土壤阳离子交换位点上交换钠离子,从而减少了粘土在土壤中的分散。（2）脱硫钢渣和黄腐酸的联合施用能有效改良盐碱土的不良理化性质,改善土壤微生物群落结构。在盆栽试验中,与对照组相比,10%的脱硫钢渣和1%的黄腐酸配施处理下盐碱土的p H、含盐量、钠吸附比SAR和可交换钠百分比ESP分别降低了1.84个单位、42.6%、62.7%和38.6%,脱硫钢渣和黄腐酸配施能显着性改善土壤比表面积、塑性指数、孔隙率、土壤开裂情况等物理性质。脱硫钢渣和黄腐酸还能显着性提高土壤微生物生物量、活性、丰度和多样性参数,统计分析表明,盐碱土土壤微生物活性、丰度和多样性与土壤p H、含盐量、SAR和ESP呈负相关关系,而与土壤养分呈正相关关系。（3）从重金属环境污染的评价结果出发,脱硫钢渣作为盐碱土改良剂具有可行性。盆栽试验中,各处理组土壤重金属总量均小于我国土壤质量标准的筛选值。但是土壤总铬以及有效态铬含量、各化学形态铬含量和苜蓿中铬含量都随着施用量增大而增大,存在一定的环境风险性。土壤中铬主要以残渣态为主要化学形态,有效态铬浸提率极低,苜蓿中铬含量也远低于我国饲料标准限量,对生态环境风险性较小。配施黄腐酸能降低土壤有效态铬含量,降低脱硫钢渣的铬污染风险性。
王茜[2]（2021）在《基于刺激土着微生物降解地下水中芳香烃的无机盐缓释修复药剂研究》文中研究指明随着石油化工、焦化、油气开采等行业的快速发展,有机污染物以多种途径进入地下环境中,导致地下水有机污染问题十分严峻,其中典型有机污染物芳香烃类（苯系物、萘等）较为普遍且危害性大,给生态环境和人类健康带来潜在风险和危害,成为国家和地方推进生态文明建设的阻碍,迫切需要对芳香烃类污染地下水进行风险管控和修复。随着可控缓释技术在地下水环境修复领域受到关注,利用缓释材料研究缓释药剂,延长有效成分使用寿命,实现降低成本、减少工序、提高修复时效性,成为解决原位生物修复技术应用到实际工程瓶颈的研究趋势之一。目前针对芳香烃污染地下水原位修复的缓释药剂研究,主要集中在释放氧化剂、释氧剂等方面,在适应地下水环境、刺激土着功能微生物作用的有效活性成分、提高缓释性能等方面都有待于深入研究,亟需低成本、时效性好、能够有效刺激地下水中土着功能微生物发挥降解作用的缓释药剂研究。本论文依托国家自然科学基金区域联合基金项目“寒区地下水有机污染溯源辨识、传质过程与原位修复及在线监测技术研究（U19A20107）”—“基于反应基质调控的石油烃原位强化微生物修复技术”和国家重点研发计划项目课题“地下水原位生物修复调控型营养基质缓释药剂研发（2020YFC1808804）”,以东北某石油污染场地为研究区,跟踪国内外相关领域的研究动态,针对地下水中典型芳香烃类污染物（苯系物和萘）,在污染场地样品采集测试基础上,进行土着功能微生物菌群特性分析,优化营养基质,研制具有刺激土着微生物降解地下水中芳香烃的无机盐缓释修复药剂,并通过模拟原位修复过程进行小试验证,取得的研究成果为芳香烃污染地下水原位刺激生物修复和缓释修复药剂技术研发提供重要科学依据。通过论文研究,主要取得研究成果:（1）浅层污染地下水中芳香烃和土着微生物分布规律存在一定的内在关系。苯系物——苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、对二甲苯的检出率分别为100%、75.00%、75.00%、18.75%、81.25%,含量区间主要在μg/L-mg/L级别上,污染物含量分布在空间上各异性明显,其中沿地下水流向距离污染源相对较近的JC14和JC3点位苯系物含量最高,在下游处JC11点位含量次之,共存多环芳烃类污染物为萘,含量较低,在0μg/L-1.00mg/L之间;微生物多样性较好,Shannon指数在3.002和4.852之间,与污染物空间分布存在一定的响应关系,群落中优势菌主要包括Proteobacteria、Firmicutes、Bacteroidetes、Parcubacteria和Actinobacteria。其中Proteobacteria占主要地位。（2）以芳香烃为唯一碳源,筛选经济、安全、来源广泛、易被土着功能微生物摄取的无机盐类,进行土着功能微生物营养基质优化研究,通过室内模拟低温、缺氧地下水微环境实验,结合现代检测分析技术,确定了土着功能微生物无机营养基质,分析了土着功能微生物群落组成、生理生化特性和降解产物。最终确定无机盐缓释修复药剂营养配方为NH4Cl:KNO3:KH2PO4:Mg SO4·7H2O:Na2HPO4·12H2O:Na NO2=1:150:100:10:100:1,刺激土着功能微生物降解芳香烃,7d时降解率从大到小依次是甲苯（91.22%）、乙苯（83.44%）、苯（80.11%）、邻二甲苯（78.10%）、对二甲苯（75.21%）、萘（70.32%）。群落中优势菌属为Phenylobacterium和Bradyrhizobium,占比分别为20.64%和12.91%,菌落直径在1mm左右,菌株为短杆状,长约为1μm、直径约0.2μm,革兰氏染色显阳性,生理生化和降解产物分析,显示土着功能微生物在无机盐营养基质刺激下能够有效发生降解作用。（3）选取海藻酸钠作为缓释材料,采用低成本、简单易操作的注滴法和外源乳化法进行无机盐缓释药剂制备,通过考察缓释药剂在水中的分散状态、微观形态,确定了外源乳化法。进一步对比缓释药剂包封率和载药率,确定了无机盐缓释药剂的最佳配比:海藻酸钠浓度2%,Ca Cl2浓度6%,药剂浓度3.62%,呈微球状,粒径在20-60μm间,包封率和载药率为:53.5%,10.6%,缓释15d时,营养基质的累计释放率为:P（85%）、N（87%）、Mg2+（55%）、K+（72%）、Na+（79%）、SO42-（80%）Cl-（79%）,释放规律符合Fick扩散机理。对比不同缓释药剂投加量和不同芳香烃初始浓度对芳香烃降解的影响,结果表明:初始浓度为1mg/L,最适宜缓释药剂投加量200mg,刺激土着功能微生物降解芳香烃7d时,苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、对二甲苯、萘的降解率（%）:88.01、94.00、92.12、85.21、86.08、76.14。（4）模拟原位注入无机缓释药剂刺激地下水中土着功能微生物降解芳香烃污染物小试试验,研究结果表明无机盐缓释药剂能够高效刺激土着功能微生物降解芳香烃,缓释周期约为15d,土着功能微生物群落响应显着。在未投加无机盐药剂的情况下,土着功能微生物降解效果不明显,芳香烃在含水层介质中迁移速度依次为:苯>甲苯>乙苯>邻二甲苯>对二甲苯>萘,沿着地下水流方向,接近药剂注入井（A5）的苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、对二甲苯、萘的降解率（%）:79.01、90.12、81.10、76.00、76.12、71.12,在小试试验条件下,缓释初期存在出水中无机盐含量增高现象,说明无机盐缓释迁移作用范围较大,修复后微生物菌群在缓释药剂刺激下DNA总量显着增加,多样性减小,丰度占统治地位的菌属主要为Arthrobacter、Masssilia、Pseudomonas、Rhodococcu,Arthrobacter、Acinetobacter所占比例显着增大,最大增幅分别为23.31%、18.17%。Arthrobacter、Acinetobacter、Pseudomonas、Rhodococcu是常见的石油烃降解菌,说明无机盐缓释药剂能够有效刺激芳香烃污染地下水中的土着功能微生物生长和降解作用。
王理想[3]（2021）在《季冻区分散性土特性与破坏机理研究》文中研究说明季冻区分散性土分布广泛,我国东北松嫩平原,美国西北部、密西西比河沿岸和加拿大中南部地区均分布着分散性土。分散性土是一种具有独特性质的粘性土。由于土颗粒中离子之间同晶型替换,土中的钙、镁离子被钠离子所替换使得土颗粒表面薄膜水厚度增大,土颗粒之间的排斥力大于范德华力,使得具有在低含盐量水中散开的性质。为了确保粮食安全和振兴东北经济,我国在松嫩平原分散性土分布区域上修建了大量道路、水利工程,分散性土造成了水利工程、道路工程和房屋基础出现大量的工程事故问题。季冻区冻融循环、地下水和降雨浸泡等因素对分散性土工程破坏影响表现的更为明显。分散性土的破坏具有隐蔽性、突然性和难以治理等特点,大量的分散性土破坏会造成重大的经济和财产损失。研究季冻区分散性土的破坏成因和机理对提升工程质量,保证工程安全具有重要意义。20世纪60年代就开始了分散性土研究,但是对分散性土破坏形式和特性尚缺乏总体认知,研究重点为非季冻区分散性土冲蚀和管涌问题上,对更能影响分散性土破坏事故的冻融循环、地下水和降雨浸泡等因素引起的工程破坏机理的研究尚不完善。季冻区分散性土破坏除了具有非季冻区分散性土所有的破坏形式外,还具有独有的破坏形式。本文基于工程破坏现象,总结归纳了季冻区分散性土的破坏形式和特性,对季冻土区分散性土冻融循环破坏、冻融-浸泡变形破坏及滑坡失稳破坏三种破坏形式的特性及成因、诱发机制和破坏机理进行了研究,揭示了季冻区分散性土破坏特性,阐明了成因、机理和诱发机制。主要工作和成果如下:（1）总结归纳了季冻区分散性土的破坏形式,指出农业灌溉是分散性土形成的重要因素,阐明了影响季冻区分散性土破坏的因素。（2）通过自主设计试验,提出了分散性土的水热特性和冻融循环变形规律,阐明了季冻区分散性土冻融循环破坏成因。（3）通过自主设计冻融-浸泡压缩变形特性试验,阐明了分散性土冻融-浸泡下的变形规律与破坏机理,提出了分散性土冻融-浸泡条件下压缩变形计算方法。（4）阐明了季冻区分散性土滑坡失稳破坏类型。通过系统试验,提出了季冻区分散性土抗剪强度特征,通过数值模拟揭示了季冻区分散性土边坡滑坡失稳过程和诱发机制。
赵德志[4]（2021）在《螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究》文中认为近年来,随着矿业、电镀、制革等与金属相关工业的快速发展,大量含重金属的工业废弃物、工业污水通过各种途径进入生物圈内,引发了一系列环境问题。由于重金属无法被生物降解,且能通过生物链循环进入植物体、动物体,最终会危害人类健康。随着人们生活水平的提高和环保意识的增强,高效、简易、低成本的重金属污染物处理措施成为了研究热点。水泥基材料被广泛应用于含重金属固废的固化处理,但处理后的固化体存在体积稳定性差、重金属溶出等问题。螯合吸附纤维目前被广泛应用于含重金属废水的分离与处理,具有选择性强、吸附容量大等特点,鉴于纤维材料在土木工程领域也有广泛应用,本文通过化学方法将纤维材料改性制备螯合吸附纤维,使之实现对废水中重金属离子的有效吸附,并将螯合吸附纤维同水泥基材料共同用于固化重金属离子及含重金属固废,对固化体的力学性能、重金属浸出毒性等进行实验研究。具体研究内容包括:以工程领域常用的有机合成聚丙烯纤维和天然植物纤维素纤维作为基体材料,通过自由基聚合的方法,在纤维表面接枝丙烯腈,并优化实验条件,使丙烯腈接枝率分别达到了33.33%和92.18%;将接枝纤维同盐酸羟胺和二乙烯三胺反应,制备偕胺肟化、胺化改性的聚丙烯/纤维素基螯合纤维。改性后的聚丙烯纤维表面更粗糙、比表面积增大,而改性后的纤维素纤维表面被反应产物覆盖、比表面积有所下降;两类改性纤维表面都含有大量的偕胺肟基团和氨基基团,纤维亲水性明显增强,热稳定性有提升。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维用于同时吸附水溶液中的Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,讨论了溶液初始pH值、离子初始浓度以及吸附时间对改性纤维吸附性能的影响,研究了改性纤维的吸附稳定性和循环吸附性能,并通过吸附动力学、等温吸附曲线以及FT-IR、XPS等表征手段对吸附机理进行探讨。研究结果表明,制备的改性纤维对Cu2+、Pb2+、Zn2+的吸附容量高、吸附速率快,且吸附过程均为化学吸附,纤维表面功能基团中N、O能同三种离子发生螯合作用并形成稳定配位结构,而影响Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子竞争吸附的因素为离子亲和力、空间位阻效应及离子共价指数。相较于改性聚丙烯纤维,改性纤维素纤维对三种重金属离子的吸附效果更好,但20次吸附循环后的吸附量损失更大。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维和水泥共同用于固化Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,通过凝结时间、抗压强度、水化放热量和水化产物等测试分析,探讨重金属离子、改性纤维对水泥性能影响,并利用三种不同的浸出试验方法,探究纤维水泥复合材料对重金属离子的固化能力。研究结果表明,Cu2+、Pb2+、Zn2+会抑制水泥水化反应,导致水泥抗压强度降低、凝结时间延后,而掺入改性纤维可以有效弥补重金属离子对水泥水化的负面作用,且能通过双重稳定作用增强水泥对三种重金属离子的固化效果。此外,改性纤维还能提高水泥对甲基橙染料的吸附量,实现99%以上的吸附效率。基于改性纤维及其水泥基复合材料对重金属离子的良好吸附固化性能,将两种含重金属固废污泥和赤泥作为矿物掺合料掺入水泥,探究掺入不同种类改性纤维及不同污泥/赤泥取代率时固化体的抗压强度、重金属浸出毒性和化学形态分布。研究发现,提高污泥/赤泥取代量会降低固化体的抗压强度、提高固化体中处于可交换态、碳酸盐结合态重金属离子的相对含量,增大固化体中重金属离子的溶出量;在掺入不同种类的改性纤维后,固化体抗压强度提高、重金属浸出毒性明显降低,且处于残渣态、有机结合态以及铁/锰氧化物结合态的重金属离子相对含量明显提高。对污泥/赤泥固化体基质及滤液分别建立模型、评估环境风险,得到了不同取代量时固化体基质和滤液的环境风险变化规律,且掺入改性纤对降低污泥/赤泥固化体基体和滤液潜在环境风险具有积极作用。
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。
田芷涵[6]（2021）在《铁基复合材料与沸石联用去除地下水中砷及伴生组分的实验研究》文中研究指明高砷地下水在世界范围内分布广泛,全球有超过一亿人口面临高砷地下水引起的供水安全威胁,其中受砷污染影响最严重的地区属南亚-东南亚区域。南亚-东南亚与我国南方典型的高砷含水层主要分布在水系发育的洪泛平原与河流三角洲地区,河湖平原的还原型高砷地下水水化学特征相似,pH呈中性,水化学类型为重碳酸钙（镁）型,地下水中高浓度的砷往往与铁、锰伴生,影响供水安全。还原型地下水中砷多以三价络阴离子的形态存在,毒性高且难以固定,亟待开发绿色、高效的水质净化材料与方法处理含砷地下水,保障区域供水安全。本论文根据天然矿物材料特性对其进行调控改性,优化使用方式,使其去除效率高、环境友好、适用于高砷地下水水化学条件,并达到协同去除地下水中砷及伴生组分的效果,为地下水水质改良技术研发和供水安全保障提供理论支撑。针对我国还原型高砷地下水的水质特征和净化需求,探索利用埃洛石制备具有多级结构八面沸石的调控条件,分别合成以埃落石与八面沸石作为载体的铁基矿物复合材料,通过静态批实验和动态柱实验分析铁基矿物材料对地下水中三价砷的吸附效果和影响因素;阐述铁基矿物材料与八面沸石联用协同去除砷及伴生组分的效果与适用方式;揭示铁基矿物材料体系中物相变化、羟基自由基产生对三价砷氧化固定的去除机制。主要研究内容如下:1、根据埃落石（HNT）的结构特点,调整浸碱浓度与反应温度,水热制备八面沸石（FAU）。结合埃落石沸石离子交换性能差异,调节试剂使用量及浓度,采用液相还原法,分别以埃落石和沸石为载体制备铁基矿物复合材料（O@nZVI-HNT、O@nZVI-Zeo）。对所制材料的形貌、化学结构及元素组成及价态进行了全面表征分析。取适量埃落石置于2 wt%Na OH溶液中,130℃水热反应24 h。X射线衍射（XRD）表征所制沸石材料为八面沸石单相晶体结构,傅里叶红外（FT-IR）、核磁共振（MNR）、热重（TG）以及X射线光电子能谱（XPS）表征证明了埃落石结构向八面沸石结构的转变,氮气吸脱附（BET）显示八面沸石比表面积为61.8m2/g,为介孔材料,扫描/透射电镜（SEM/TEM）的结果显示合成沸石呈规律的花状多级结构。铁基矿物制备过程中,硼氢化钠的使用导致制备体系还原性极强,在不同的浓度范围内会破坏载体形貌结构,载体矿物不同,所需实验条件不一。通过晶体结构与形貌分析可知,试剂比例为m HNT:m Fe=1:1（质量比）,M Fe:MNa BH4=1:3（摩尔比）时,纳米零价铁壳核结构（O@nZVI）有效分散在HNT中空管内外,壳核结构平均粒径在40-80 nm。O@nZVI-Zeo制备过程中载体由FAU转变为含铁置换的沸石结构,条件为m FAU:m Fe=1:1（质量比）,M Fe:MNa BH4=1:4（摩尔比）,O@nZVI均匀分散穿插在片状沸石结构上。结合官能团与元素组成分析可知,O@nZVI-HNT复合材料中HNT与O@nZVI有效的结合在一起,O@nZVI-Zeo的载体在制备过程中与三价铁离子相互作用,形成含铁沸石。通过BET计算,O@nZVI-Zeo较粘土矿物比表面积显着增加,达106.14 m2/g。2、系统设计批实验和柱实验,探讨了pH、As（III）初始浓度及共存离子等因素对铁基埃落石材料除砷效果的影响,并通过动力学模型拟合判定吸附类型计算吸附容量;重点分析了流速与水化学组成对铁基埃落石材料动态除砷的影响,同时评估了铁基埃落石材料与八面沸石协同去除地下水中的砷及钙锰的效果与联用方式的影响。O@nZVI-HNT除砷效果的单一影响因素:pH3～10时吸附容量增加且没有明显差异,归因于水与溶解氧腐蚀零价铁壳核结构,形成不同的铁氧化物,对As（III）产生氧化与吸附。阴离子对三价砷的去除均存在一定的抑制作用,HCO3-、CO32-、PO43-影响明显,且随阴离子浓度增加,抑制作用增强;钙离子对砷去除有一定的促进作用,二价锰则存在一定的抑制作用。动力学研究表明反应在50 min以内达到平衡,符合准二级动力学模型。在本研究中最大吸附容量为270 mg/g,吸附符合Langmuir等温线。O@nZVI-HNT除砷的柱实验结果表明:溶液流速2 ml/min,吸附剂使用量为0.6g,可有效处理与实际洪泛平原高砷含水层地下水砷浓度范围相当的砷溶液。地下水中共存的特征离子对O@nZVI-HNT除砷呈抑制作用。O@nZVI-HNT在前FAU在后的联用方式更适用于钙锰砷三种劣质组分的协同去除与地下水的模拟净化。3、系统设计批实验和柱实验,探讨了pH、As（III）初始浓度及共存离子等因素对铁基沸石材料除砷效果的影响,并通过动力学模型拟合判定吸附类型计算吸附容量;重点分析了流速与水化学组成对铁基沸石材料动态除砷的影响,同时评估了铁基沸石材料与八面沸石协同去除地下水中的砷及钙锰的效果与联用方式的影响。O@nZVI-Zeo除砷的单因素影响:pH3-11时吸附容量升高且稳定。阴离子对三价砷的去除均存在一定的抑制作用,HCO3-、CO32-、PO43-影响明显,且随阴离子浓度增加,抑制作用增强;阳离子钙离子和二价锰对砷去除均有一定的促进作用。动力学研究表明反应在50 min以内达到平衡,符合准二级动力学模型。在本研究中最大吸附容量为240 mg/g,吸附符合Langmuir等温线。O@nZVI-Zeo除砷的动态实验结果表明:溶液流速3 ml/min,吸附剂使用量～0.58g,对中性偏弱碱性的砷溶液去除效果最好,满足地下水处理需求。且地下水中主要共存离子对O@nZVI-Zeo除砷具有显着的促进作用。O@nZVI-Zeo在前FAU在后的联用方式更适用于钙锰砷三种劣质组分的协同去除与地下水的模拟净化。4、结合铁基矿物材料吸附前后结构变化、铁基材料产羟基自由基特性和水文地球化学模拟计算,揭示了铁基矿物材料对三价砷的去除机理,同时评估了两种铁基矿物材料的适应性。在铁基矿物材料吸附砷的机理研究中发现,铁基材料在吸附体系中形成铁氧化物与铁氢氧化物,提供了大量吸附位点,起到富集吸附As（III）的作用。同时,铁基材料在水体中反应生成的中间活性产物·OH将部分As（III）氧化成As（V）,达到降毒与促进固定的效果。As（III）与As（V）与吸附剂表面的金属羟基结合,产生单齿、双齿络合以及配位沉淀。通过去除效果对比和实验佐证,O@nZVI-HNT适用于As（III）的静态去除,而O@nZVI-Zeo更适用于与FAU联用高效协同去除砷钙镁锰等多重组分,对地下水净化的实际应用具有指导意义。本论文的创新点:针对洪泛平原三角洲地区典型含水层中砷与钙、锰伴生的水质特征和供水安全保障需求,合成了独特的天然粘土矿物-铁基复合材料,识别地下水流速与水化学组成等因素对铁基复合材料除砷效果的影响,并优化了铁基复合材料与八面沸石的联用方式与适用条件,为经济、绿色、高效的高砷地下水水质净化技术研发提供了科学支撑。
刘璐[7]（2021）在《滴灌施肥系统滴头堵塞机理及堵塞风险评价研究》文中进行了进一步梳理黄河水中含大量泥沙及养分,难以完全滤除,由此造成滴头堵塞的高风险性和复杂的诱发机制。因此,探明滴灌施肥系统中水质、水温、肥料类型、肥料浓度与滴头堵塞行为之间的作用机理,对于防治滴头堵塞具有重要意义。本论文以内镶贴片斜齿形迷宫流道滴头为研究对象,通过室内固定周期的滴头抗堵塞性能测试,研究人工配制浑水滴灌条件下（泥沙粒径<0.1 mm,含沙量0.8 g/L）不同泥沙级配、灌水温度（夏季平均温度23℃,冬季平均温度5℃）、肥料类型(尿素:[CO（NH2）2];磷肥:Ca（H2PO4）2·H2O;钾肥:K2SO4;复合肥:[CO（NH2）2]+KH2PO4+KNO3)、施肥浓度（0、0.25、0.5、0.75、1.0、5.0、10.0、20.0和30.0 g/L）组合对滴头平均相对流量（Discharge of Relative Average,Dra）和灌水均匀度（Irrigation Uniformity,Cu）的影响。并结合肥料在泥沙颗粒上的吸附试验、泥沙颗粒的静水絮凝沉降试验、堵塞物微生物数量计数以及堵塞物表面形貌和其化学组分的微观表征,揭示物理-化学-生物交互作用下滴头堵塞机理,并确定基于系统较优抗堵性能的滴灌肥液浓度阈值,最终建立适应典型区的滴头堵塞风险综合评价模型。主要结论如下:（1）灌水温度显着影响有效灌水次数以及滴头堵塞对泥沙颗粒粒径和肥料浓度的敏感性。夏季（平均温度23℃）滴头有效灌水次数是冬季（平均温度5℃）的1.26～1.43倍,其抗堵塞性能高于冬季。冬季水中粗颗粒（粒径:0.067～0.1 mm）含量越多,肥料浓度对滴头堵塞的影响越敏感;夏季水中细颗粒（粒径:0～0.034 mm）含量越多,肥料浓度对堵塞的影响越敏感。（2）肥料特性是决定滴灌施肥系统中滴头堵塞风险和堵塞类型的重要因素。当肥料浓度为30.0 g/L时,诱发滴头堵塞的风险由高到低的顺序依次为:磷肥>钾肥>尿素>复合肥。尿素滴灌施肥系统以物理和生物混合堵塞为主,主要考虑分子态尿素析出物与水中悬浮颗粒物的团聚沉降,以及由于放线菌繁殖导致的堵塞物加速生长;磷肥滴灌施肥系统以物理堵塞为主,主要考虑浑水泥沙颗粒对磷肥的高吸附率引发的强沉降;钾肥滴灌施肥系统以化学生物混合堵塞为主,主要考虑钾离子与水中钙、镁离子置换形成的沉淀物在滴头流道壁面的淤积,以及由于细菌繁殖导致的堵塞物加速生长;复合肥滴灌施肥系统主要考虑长期灌水过程中由于可溶性氮磷钾促进微生物生长引起的生物堵塞。（3）肥料浓度对浑水施肥滴灌系统滴头堵塞风险及其诱发主导因子有显着影响。当尿素浓度为0.25～1.0 g/L时,细小絮团提高了泥沙的跟随性,降低了滴头堵塞风险;当尿素浓度为5.0～20.0 g/L时,粗大絮团降低水体粘滞性及其对团聚结构的拖曳能力和浮力,加速泥沙在流道内的沉降淤积,滴头堵塞风险高。当磷肥浓度为0.25～0.75 g/L时,絮团的拖曳能力和浮力随泥沙颗粒絮凝沉降速度的减小而增加,此时细菌数量基本降至最低,滴头堵塞风险低;磷肥浓度在1.0～20.0g/L区间为堵塞高风险区。当钾肥浓度在0.25～5.0 g/L时,泥沙颗粒快速达到絮凝平衡,沉速稳定且相比未施肥具有抑制絮凝沉降的作用,为堵塞低风险区,而钾肥浓度在10.0～20.0 g/L区间为堵塞高风险区。复合肥浑水滴灌滴头抗堵塞性普遍较优,浓度范围0.25～1.0 g/L与5.0～20.0 g/L分别为堵塞的低敏感区和高敏感区。不同肥料滴灌适宜浓度区间分别为:尿素1.0～5.0g/L、磷肥0.75～1.0 g/L、钾肥5.0～10.0 g/L、复合肥1.0～5.0 g/L。（4）采用层次分析法与模糊数学综合评价法,确定了准则层和指标层的权重值和隶属度,在此基础上建立数学模型对滴头堵塞风险进行综合评价。该模型充分发挥了两种数学方法综合评判的优势,将定性因子定量化,对滴头堵塞发生的复杂性和风险程度进行了客观评价。结果表明:滴头流道结构、水质、运行管理模式和灌水环境对滴头堵塞的影响权重分别为:0.056、0.678、0.171和0.095。水质是影响滴头堵塞发生的首要因子,滴灌施肥系统滴头堵塞风险由小到大的顺序依次为:浑水滴灌<复合肥浑水滴灌<尿素浑水滴灌<钾肥浑水滴灌<磷肥浑水滴灌。模型评价结果与实测结果基本一致,具有较高的适用性。本论文的研究成果能够为干旱半干旱地区推广高效滴灌施肥技术、削减肥料成本、降低滴头堵塞风险以及延长滴灌设备寿命提供重要的科学依据。
周家盛[8]（2021）在《钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究》文中研究指明电催化脱氯（electrocatalytic dechlorination,ECH）技术是最为典型和高效的含氯有机物（COCs）控制方法之一。本文针对ECH技术中常用的钯/泡沫镍电极存在催化活性和稳定性有待提高的问题,提出以碳基颗粒替代催化剂钯（Pd）的泡沫镍载体制备钯/碳粒子电极,以提高Pd在催化电极中的分散性和利用率,增强催化电极的电催化脱氯活性。同时借助碳基颗粒载体的吸附特性,促进液相中目标污染物的吸附浓缩迁移,加速目标污染物的电催化脱氯。为探究钯/碳粒子电极的构建方法和电催化脱氯活性,本文以颗粒活性炭（GAC）为载体制备了Pd/GAC粒子电极,并以2,4-二氯苯甲酸（2,4-DCBA）为目标污染物开展电催化脱氯研究。透射电子显微镜等表征结果显示,Pd在GAC表面呈纳米级颗粒且分散性良好。在Pd使用量为8 mg,工作电流为10 m A,反应液初始p H为4.0和电解质浓度为10 m M的条件下,Pd/GAC粒子电极能够在180 min内降解98%的2,4-DCBA。活性测试结果显示,Pd/GAC粒子电极的准一级动力学表观降解速率常数(kobs,2,4-DCBA)为22.2×10-3 min-1,分别是化学镀和电镀钯/泡沫镍电极的5倍和25倍。证明了GAC替代泡沫镍载体能够有效提高2,4-DCBA脱氯降解效率:一是GAC能够提高Pd在催化电极中的分散性和利用率,提供更多的反应位点;二是GAC的吸附特性能够促进液相中2,4-DCBA的吸附浓缩迁移,加速电催化脱氯反应。经历15次连续电催化脱氯反应后,Pd/GAC粒子电极仍能在第15次反应中降解94%的2,4-DCBA,且电感耦合等离子体质谱测试未检测到Pd的显着溶出,证明了Pd/GAC粒子电极具有良好的稳定性。为揭示钯/碳粒子电极吸附特性对电催化脱氯的影响,本文选取碳黑（CB）、多壁碳纳米管（MWCNTs）、颗粒活性炭（GAC）三种典型碳基材料,制备了Pd/CB、Pd/MWCNTs和Pd/GAC三种钯/碳粒子电极。X射线衍射等表征结果说明,碳基材料的差异不会导致三种钯/碳粒子电极间理化性质的显着差异。活性测试结果表明,Pd/CB粒子电极的kobs,2,4-DCBA(65.0×10-3 min-1)分别是Pd/MWCNTs和Pd/GAC粒子电极的1.7和3.3倍;Langmuir吸附等温线模型拟合结果显示无电流条件下,Pd/CB粒子电极的2,4-DCBA吸附容量为49.7 mg g-1,分别是Pd/MWCNTs和Pd/GAC粒子电极的1.6和5.2倍;综合以上分析结果说明,钯/碳粒子电极的2,4-DCBA电催化脱氯活性和自身的吸附性能呈正相关关系。通过预先吸附-电催化脱氯工艺,验证了钯/碳粒子电极的吸附特性对其电催化脱氯效率具有促进作用。总结得到了钯/碳粒子电极的吸附性能在其电催化脱氯过程中具有重要作用的结论。为进一步强化吸附对钯/碳粒子电极电催化脱氯的提升,本文利用十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）调控Pd/GAC粒子电极吸附性能,制备改性CTAB-Pd/GAC粒子电极,实现了2,4-DCBA电催化脱氯效率的提升。Zeta电位和接触角测试结果说明,CTAB能够改善钯/碳粒子电极与负电性有机污染物间的静电吸附作用,提高钯/碳粒子电极表面的疏水性,从而增强其对2,4-DCBA的吸附性能。活性测试结果表明,当CTAB负载量为40 mg g-1时,CTAB-Pd/GAC粒子电极的kobs,2,4-DCBA为39.2×10-3 min-1,是Pd/GAC粒子电极的11倍;且2,4-DCBA吸附容量由1.5 mg g-1（Pd/GAC）上升为2.1 mg g-1,而脱氯终产物（BA）吸附容量由12.0 mg g-1（Pd/GAC）下降为3.0 mg g-1;说明CTAB能够提高钯/碳粒子电极的电催化脱氯效率,增强其对2,4-DCBA的吸附,强化其对BA的脱附。由此揭示了钯/碳粒子电极的吸附-电催化脱氯机制:首先是CTAB-Pd/GAC粒子电极吸附2,4-DCBA,其次是实现2,4-DCBA的电催化脱氯,最后是CTAB-Pd/GAC粒子电极对脱氯产物BA的解吸过程,并且吸附-电催化脱氯-解吸是一个循环过程。所以CTAB修饰能够通过提高钯/碳粒子电极对2,4-DCBA的吸附行为,同时减弱钯/碳粒子电极对BA的吸附能力,从而有效促进了CTAB-Pd/GAC粒子电极对2,4-DCBA的电催化脱氯效果。
赵玲子[9]（2020）在《CMC改性硫化纳米零价铁原位反应带修复Cr（Ⅵ）污染地下水研究》文中指出铬广泛应用于电镀、冶金、颜料和制革等生产过程,是造成地下水污染的主要重金属之一。随着铬工业的快速发展,大量含铬的工业废物被排放到环境中,造成土壤、地表和地下水的严重污染。Cr（VI）对生物体具有高度毒性,是一种公认的人类致癌物。因此,进行Cr（VI）污染地下水的治理是十分必要的。近年来,纳米零价铁（nZVI）由于其高反应活性和相对较低的成本而成为地下水Cr（VI）污染原位修复的一种重要选择。然而,nZVI的应用仍然存在着问题。首先,颗粒的团聚限制了其在多孔介质中的迁移能力;其次,nZVI可以与地下水中某些化学成分作用,形成非目标、无效反应,从而降低了其与目标污染物之间的反应效率。因此,对nZVI进行改性以提高其稳定性、反应活性及迁移能力,将为其实际场地的推广应用奠定基础。研究表明,硫化可以显着抑制nZVI与水的反应,延长其寿命,但由于颗粒间的团聚,限制了其在地下多孔介质中的迁移;而利用羧甲基纤维素钠（CMC）对其进行改性能够有效减少颗粒间的团聚,增强其反应活性,但其在水中的寿命较短。因此,本论文将CMC改性和硫化两种技术结合起来,制备了高反应活性、抗老化、分散性好的CMC改性硫化纳米零价铁（CMC-S-nZVI）。论文分析了CMC-S-nZVI对Cr（VI）的去除效果及机理;研究了地下水化学组分对反应过程及材料老化进程的影响,提出了还原剂自然需求量的估算方法;通过一维模拟柱实验和二维模拟槽实验构建CMC-S-nZVI原位反应带,研究了介质粒径、地下水流速、CMC-S-nZVI注入浓度和Cr（VI）初始浓度对反应带形成以及Cr（VI）处理效果的影响;考察了反应带运行过程中地下环境的变化。具体研究内容和成果如下:（1）CMC-S-nZVI的制备及去除Cr（VI）的机理研究研究了合成方法对CMC-S-nZVI的影响,结果表明,表面腐蚀法制备的CMC-S-nZVI具有良好的分散性和硫化均匀性,提出了nZVI的CMC改性-硫化制备流程,并成功进行了制备和表征。与CMC改性纳米零价铁（CMC-nZVI）相比,本论文研发的CMC-S-nZVI具有更好的抗腐蚀能力,与硫化纳米零价铁（S-nZVI）相比,CMC-S-nZVI具有更好的分散性、稳定性及反应活性。研究表明,CMC-S-nZVI对Cr（VI）的去除效果受硫铁比、初始p H、初始Cr（VI）浓度和反应温度的影响。CMC-S-nZVI的反应活性随硫铁比的增加呈现先上升后下降的趋势,在S/Fe=0.35时达到最高值。降低p H值和提高反应温度对Cr（VI）的去除有积极的影响。反应遵循准二级动力学模型,表明化学吸附是反应的限速步骤。（2）CMC-S-nZVI的自然需求量及影响因素研究研究了地下水化学组分对CMC-S-nZVI与Cr（VI）反应过程以及材料的腐蚀老化进程的影响。地下环境中常见阳离子对CMC-S-nZVI去除Cr（VI）的反应有较大影响,其中Ca2+、Mg2+、Mn2+对反应过程有明显的不利影响,而Fe3+有一定的促进作用。阴离子对CMC-S-nZVI去除Cr（VI）影响不明显,腐殖酸的存在抑制了反应的进行。CMC-S-nZVI在水体中的腐蚀老化进程符合一级反应动力学,体系中阳离子对CMC-S-nZVI腐蚀老化的促进作用大于阴离子,材料的半衰期随离子浓度的升高而缩短;腐殖酸的存在一定程度上减缓了CMC-S-nZVI的腐蚀老化。依据CMC-S-nZVI的腐蚀老化动力学规律,结合反应带在地下水污染修复过程中的动态变化,提出了还原剂自然需求量的估算方法,为修复剂的注入量计算提供了依据。（3）CMC-S-nZVI在含水层中的迁移性及反应带修复效果影响因素研究含水层介质粒径、地下水流速、CMC-S-nZVI注入浓度及污染物初始浓度对CMC-S-nZVI的迁移性能有较大影响,在水动力作用下的对流-弥散作用是修复剂主要的迁移机制。研究表明,较大的介质粒径及地下水流速、较低的注入浓度,有利于修复剂的迁移,所形成的反应带宽度较大;CMC-S-nZVI与目标污染物Cr（VI）的反应会导致修复剂迁移能力的减弱。CMC-S-nZVI在细砂中更能够保持稳定的修复能力,有效修复时间长,有效运行期内去除能力约为307 mg/g（TFe）,明显高于粗砂和中砂介质。在本实验条件下,反应带运行过程中渗透性有一定的下降,但渗透系数与初始值在同一数量级;体系p H略有升高;ORP处于较低水平。稳定后的产物绝大多数以Fe-Mn结合态的形式存在,浸出液中的总铬浓度随p H的增大先降低后升高,在近中性条件下总铬浸出量较低。说明利用纳米铁基材料处理Cr（VI）时,修复结束后的场地应尽量保持在近中性环境下,以降低总铬的释放。（4）CMC-S-nZVI原位修复Cr（VI）污染含水层模拟实验研究CMC-S-nZVI在注入井下游形成稳定反应带,实现了在渗透性较低的细砂介质中对Cr（VI）污染地下水的有效修复。运行120 h时,材料对Cr（VI）的去除能力为200 mg/g（TFe）。CMC-S-nZVI浆液注入后,注入井及下游的DO、ORP迅速下降,为Cr（VI）的还原提供了有利条件;p H迅速上升,最高值小于9。在反应带稳定运行期间,注入井下游SO42-浓度略高于进水,NO3-一直处于较低浓度,Cl-基本恢复至进水水平,反应带的运行未对含水层的水化学环境产生明显的不利影响。本论文的创新点主要体现在:研发了CMC-S-nZVI原位修复材料,应用于Cr（VI）污染地下水的原位反应带修复技术;该修复剂具有寿命长、抗老化和还原反应活性强的优点,综合性能优于CMC-nZVI、S-nZVI等现有Cr（VI）污染原位还原注入药剂;阐明了还原剂自然需求量的影响因素,提出了还原剂自然需求量的估算方法,为原位化学还原反应带注入药剂质量的计算及估计反应带的稳定运行时间提供了依据;本论文研发的CMC-S-nZVI修复剂在较低渗透性的细砂介质中也有较好的迁移能力,可形成稳定的反应带覆盖区,表明所研发的修复剂具有更好的迁移能力、更广的使用范围。
李雪瑶[10]（2020）在《富勒烯(C60)在水环境中的分散和团聚行为研究》文中提出C60及其衍生物因其新颖和独特的理化性质已被大量生产并广泛应用于生物医疗、分析化学、储能等诸多方面。随着C60的大量生产和广泛应用,C60不可避免地被释放到水环境中。尽管C60的水溶性很低,但它可以通过长期搅拌形成稳定的胶态分散体（aqu/nC60）在水中长期悬浮存在。相关毒理学研究表明,C60对生态系统和人体健康具有潜在威胁。但是,目前C60的水环境行为和归趋研究存在一些不足,影响其生态风险评价的开展。因此,有必要进一步研究C60的水体环境行为和归趋。据此,本文研究了多种因素对C60水体分散和团聚行为的影响及其机制,以求进一步阐明C60在典型环境水体中的环境行为和归趋。主要研究成果如下:1.研究了水流湍流强度和光照对aqu/nC60形成和水体分散性的影响,并探讨其潜在的转化机制。结果表明光照促进含氧官能团在nC60（C60聚集体）表面的形成,从而导致aqu/nC60具有更高的浓度和稳定性。较高的湍流强度产生的C60纳米颗粒的粒径较小,比面积较大,为nC60提供了更多的接触氧分子和自由基的几率,加速了单加氧反应进程,从而在nC60表面形成了更多的羟基、环氧基和醚基等含氧官能团,促进了其在水体中的分散。光照及湍流条件下形成的稳定aqu/nC60,可随水流远距离输送,对水生生物具有潜在的暴露风险。2.研究了腐植酸（HA）在不同光照和水流湍流强度条件下对aqu/nC60形成和水体分散性的影响。结果表明受空间位阻效应和表面亲水性增强的影响,HA与C60形成的复合体增强了 C60在水体中的分散性。湍流强度越高,碰撞产生的nC60粒径越小,nC60表面吸附的HA越多,相应的分散稳定性越高。在光照条件下,HA-C60复合体可以协同产生活性氧（ROS）物质,增强了 C60的表面氧化,从而导致其水体分散性的增强。统计学分析表明,上述三种因素影响aqu/nC60分散性的相对顺序为:光照>湍流强度>HA。然而,受光屏蔽效应、ROS清除、超涂层或链状桥连效应的影响,HA也可能降低aqu/nC60的水体分散性。因此,HA的存在可导致aqu/nC60的形成和分散性变得更复杂。3.研究了 C60在不同环境水样中的分散及其稳定性。结果表明,延时搅拌后,C60在典型污水进水中可形成较为稳定的aqu/nC60;而在典型河水和污水出水、近岸海水和河口水样中,即使经过70天的延时搅拌,也难以形成稳定的aqu/nC60。在光照条件下,无论何种环境水体中,湍流都会促进nC60间的碰撞破碎,并在nC60表面生成含氧官能团。但是,一旦静置,水中离子的电荷中和效应就会导致nC60的快速团聚而沉降。然而,一个短时扰动足以使沉降后的nC60再悬浮,从而增加上覆水中aqu/nC60的浓度。因此,忽略再悬浮的影响可能低估环境水体中C60的污染水平。4.研究了 aqu/nC60在两种离子溶液及几种环境水样中的分散稳定性。结果表明,相对于避光条件,光照条件下形成的aqu/nC60更容易产生离子诱导的团聚行为。较高的湍流强度产生较高的表面氧化,导致C60颗粒间的静电斥力增强,显着提高了 aqu/nC60在NaC1溶液中的分散稳定性。然而在CaCl2溶液中,受电荷中和及离子键连作用的影响,较高湍流强度下形成的aqu/nC60的分散稳定性与较低湍流强度下形成的aqu/nC60相当,甚至不足。在几种典型的环境水样中,相比于河水、湖水、污水进水和污水出水,海水的离子强度较大,因此aqu/nC60在海水中的团聚行为最为显着。Aqu/nC60在海水中的团聚行为受粒径分布和zeta电位的影响,粒径分布广的aqu/nC60在海水中的团聚呈现出分段式团聚和沉降的特征。
二、Selection of Dispersivity in Groundwater Risk Assessment（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、Selection of Dispersivity in Groundwater Risk Assessment（论文提纲范文）
（1）脱硫钢渣对盐碱地的改良效果和安全性评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 盐碱土的现状与影响 |
| 1.1.1 盐碱土的形成和影响因素 |
| 1.1.2 盐碱土的危害 |
| 1.2 盐碱土的改良方法 |
| 1.2.1 盐碱土改良剂的使用 |
| 1.2.2 农业管理方式的改进 |
| 1.2.3 耐盐性作物的应用 |
| 1.3 钢渣的农业肥料利用和风险性 |
| 1.3.1 钢渣肥料的使用 |
| 1.3.2 钢渣对土壤重金属的影响 |
| 1.4 土壤的重金属风险性评价 |
| 1.4.1 重金属全量风险性评价 |
| 1.4.2 重金属生物有效态和化学形态评价 |
| 1.4.3 重金属生物有效态的影响因素 |
| 1.5 研究意义、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究意义与内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 大田试验中脱硫钢渣对盐碱土理化性质的改良效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 大田试验 |
| 2.1.2 测定的项目及方法 |
| 2.1.3 数据处理分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 脱硫钢渣对盐碱土pH、EC和含盐量的影响 |
| 2.2.2 脱硫钢渣对盐碱土盐分组成结构、SAR和 ESP的影响 |
| 2.2.3 脱硫钢渣对盐碱土阿德堡常数和抗压强度的影响 |
| 2.2.4 脱硫钢渣对盐碱土粘粒分散性和表土开裂程度的影响 |
| 2.3 小结 |
| 3 脱硫钢渣和黄腐酸联合施用改良盐碱土的效果与机理 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 盆栽试验 |
| 3.1.2 检测项目和方法 |
| 3.1.3 数据处理分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 脱硫钢渣和黄腐酸对苜蓿生物量的影响 |
| 3.2.2 脱硫钢渣和黄腐酸对盐碱土的pH、含盐量和养分含量的影响 |
| 3.2.3 脱硫钢渣和黄腐酸对盐碱土阿德堡常数和水分特征曲线的影响 |
| 3.2.4 脱硫钢渣和黄腐酸对盐碱土孔隙参数的影响 |
| 3.2.5 脱硫钢渣和黄腐酸对盐碱土水分蒸发和开裂情况的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 脱硫钢渣和黄腐酸对盐碱土微生物群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤和测试项目 |
| 4.1.2 数据处理分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 脱硫钢渣和黄腐酸对土壤微生物生物量和细菌基因拷贝数的影响 |
| 4.2.2 脱硫钢渣和黄腐酸对土壤细菌多样性的影响 |
| 4.2.3 脱硫钢渣和黄腐酸对土壤细菌群落结构的影响 |
| 4.3 小结 |
| 5 脱硫钢渣和黄腐酸施用对盐碱土的重金属污染评价 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试土壤和苜蓿 |
| 5.1.2 测试项目 |
| 5.1.3 数据处理分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 脱硫钢渣和黄腐酸的重金属含量和限量 |
| 5.2.2 土壤重金属全量和苜蓿铬的含量 |
| 5.2.3 土壤铬的有效态含量与化学形态 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 主要结果和结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者个人简介 |
（2）基于刺激土着微生物降解地下水中芳香烃的无机盐缓释修复药剂研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水中芳香烃污染的来源、现状及危害 |
| 1.2.2 芳香烃污染地下水的原位微生物修复技术研究现状 |
| 1.2.3 可控缓释技术的研究现状 |
| 1.2.4 芳香烃污染地下水缓释修复技术的研究现状 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 研究区地下水样品采集、测试与分析 |
| 2.1 研究区自然环境概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象条件 |
| 2.1.3 水文地质 |
| 2.1.4 地下水污染现状 |
| 2.2 地下水样品的采集、测试与分析 |
| 2.2.1 监测点位布设 |
| 2.2.2 地下水样品的采集与测试 |
| 2.2.3 研究区地下水中芳香烃空间分布特征分析 |
| 2.2.4 研究区地下水中微生物群落分布特征分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 无机盐营养基质优化研究 |
| 3.1 主要仪器和材料 |
| 3.1.1 主要仪器 |
| 3.1.2 主要材料 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 土着微生物降解芳香烃初步效果研究 |
| 3.2.2 无机盐营养基质优化研究 |
| 3.2.3 芳香烃降解产物检测 |
| 3.2.4 芳香烃初始浓度对降解效果的影响研究 |
| 3.2.5 土着功能菌接种量对降解效果的影响研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 土着微生物降解芳香烃初步效果研究 |
| 3.3.2 无机盐营养基质优化分析 |
| 3.3.3 芳香烃降解产物分析 |
| 3.3.4 芳香烃初始浓度对降解效果的影响分析 |
| 3.3.5 接种量对芳香烃的降解影响分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 无机盐缓释药剂制备与性能研究 |
| 4.1 主要仪器装置和材料 |
| 4.1.1 主要仪器装置 |
| 4.1.2 主要材料 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 无机盐缓释药剂制备方法优选 |
| 4.2.2 无机盐缓释药剂最佳配比优化 |
| 4.2.3 无机盐缓释药剂释放性能研究 |
| 4.2.4 缓释药剂投加量对降解菌的降解效果影响规律研究 |
| 4.2.5 芳香烃初始浓度对缓释药剂刺激降解菌作用规律研究 |
| 4.2.6 无机盐缓释药剂刺激微生物降解芳香烃的长效性研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 无机盐缓释药剂制备方法优选结果分析 |
| 4.3.2 无机盐缓释药剂最佳配比优化结果分析 |
| 4.3.3 无机盐缓释药剂缓释性能分析 |
| 4.3.4 缓释药剂投加量对降解菌的降解效果影响规律分析 |
| 4.3.5 芳香烃初始浓度对缓释药剂刺激降解菌作用规律分析 |
| 4.3.6 无机盐缓释药剂刺激微生物降解芳香烃长效性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 无机盐缓释药剂刺激土着功能微生物小试验证研究 |
| 5.1 主要仪器装置和材料 |
| 5.1.1 主要仪器装置 |
| 5.1.2 主要材料 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 原位修复模拟系统的设计与填装 |
| 5.2.2 芳香烃的动态迁移规律研究 |
| 5.2.3 无机盐缓释药剂刺激土着微生物降解效率研究 |
| 5.2.4 无机盐缓释药剂投加前后土着微生物群落特性研究 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 芳香烃在含水层中迁移规律分析 |
| 5.3.2 无机盐缓释药剂刺激土着微生物降解效率分析 |
| 5.3.3 缓释药剂中无机盐浓度刺激微生物降解的变化分析 |
| 5.3.4 无机盐缓释药剂投加前后土着微生物群落特性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及成果 |
| 致谢 |
（3）季冻区分散性土特性与破坏机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 分散性土分布及破坏现象 |
| 1.2 分散性土研究现状 |
| 1.2.1 分散性土基本性质 |
| 1.2.2 分散性土工程破坏治理 |
| 1.2.3 季冻区分散性土研究不足 |
| 1.3 论文的主要研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 季冻区分散性土破坏形式与影响因素 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究区分散性土分布、分散机理与成因 |
| 2.2.1 研究区分散性土分布与分散机理 |
| 2.2.2 分散性土成因 |
| 2.3 季冻区分散性土破坏形式 |
| 2.3.1 冲蚀破坏和管涌破坏 |
| 2.3.2 冻融循环破坏 |
| 2.3.3 冻融-浸泡变形破坏 |
| 2.3.4 滑坡失稳破坏 |
| 2.4 季冻区分散性土破坏影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 季冻区分散性土冻融循环特性及破坏成因 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 分散性土理化性质与分散性 |
| 3.2.1 矿物成分分析 |
| 3.2.2 理化性质 |
| 3.2.3 分散性鉴定 |
| 3.3 冻融循环下分散性土水热特性分析 |
| 3.3.1 冻结温度和融化温度 |
| 3.3.2 冻融循环试验 |
| 3.3.3 含水率重分布特征 |
| 3.3.4 温度重分布特性 |
| 3.4 季冻区分散性土冻融循环变形规律 |
| 3.4.1 分散性土冻融循环变形规律 |
| 3.4.2 与非分散性土冻融循环变形规律差异 |
| 3.5 季冻区分散性土冻融循环破坏成因分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 季冻区分散性土冻融-浸泡变形特性及破坏机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 分散性土冻融-浸泡下土体状态变化 |
| 4.3 分散性土冻融-浸泡变形特性 |
| 4.3.1 冻融-浸泡试验设计 |
| 4.3.2 分散性土冻融-浸泡下的变形特性 |
| 4.3.3 与非分散性土冻融-浸泡变形特性差异 |
| 4.3.4 分散性土冻融-浸泡压缩变形预测方法 |
| 4.4 分散性土冻融-浸泡变形破坏机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 季冻区分散性土边坡滑坡失稳特性及诱发机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 季冻区分散性土滑坡失稳类型与影响因素 |
| 5.3 季冻区环境下分散性土抗剪强度特性 |
| 5.3.1 抗剪强度试验设计 |
| 5.3.2 冻融和浸泡对抗剪强度的影响 |
| 5.3.3 含水率和干密度对抗剪强度的影响 |
| 5.4 分散性土滑坡失稳过程分析 |
| 5.4.1 典型滑坡抗滑稳定性计算 |
| 5.4.2 滑坡失稳过程分析 |
| 5.5 季冻区分散性土滑坡失稳诱发机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 论文的主要工作及研究成果 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 攻读博士期间发表的文章 |
| 攻读博士期间参与的科研项目 |
（4）螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.2 含重金属废水及固体废物处理现状 |
| 1.2.1 重金属废水处理现状 |
| 1.2.2 重金属固体废物处理现状 |
| 1.3 纤维吸附材料研究现状 |
| 1.4 国内外文献综述的简析 |
| 1.5 课题主要研究思路与内容 |
| 第2章 纤维改性及水溶液中重金属离子形态分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原材料及表征方法 |
| 2.2.1 原材料及实验仪器 |
| 2.2.2 表征方法 |
| 2.3 纤维改性方法与优化 |
| 2.3.1 聚丙烯纤维改性 |
| 2.3.2 纤维素纤维改性 |
| 2.4 改性聚丙烯纤维的表征 |
| 2.4.1 扫描电镜 |
| 2.4.2 傅立叶红外光谱 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱 |
| 2.4.4 热重及差示扫描量热 |
| 2.4.5 比表面积及表面能 |
| 2.5 改性纤维素纤维的表征 |
| 2.5.1 表面形貌 |
| 2.5.2 表面元素及官能团 |
| 2.5.3 热稳定性 |
| 2.5.4 比表面积及亲水性 |
| 2.6 溶液中重金属离子形态分布 |
| 2.6.1 溶液中Pb~(2+)的形态分布 |
| 2.6.2 溶液中Cu~(2+)的形态分布 |
| 2.6.3 溶液中Zn~(2+)的形态分布 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 改性纤维对水中重金属离子竞争吸附 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原材料及实验方法 |
| 3.2.1 原材料 |
| 3.2.2 吸附性能实验 |
| 3.2.3 循环吸附实验 |
| 3.2.4 吸附稳定性实验 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 改性聚丙烯纤维的吸附性能 |
| 3.3.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.3.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.3.4 等温吸附性能 |
| 3.3.5 循环吸附性能 |
| 3.3.6 吸附稳定性 |
| 3.3.7 吸附机理分析 |
| 3.4 改性纤维素纤维的吸附性能 |
| 3.4.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.4.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.4.3 吸附动力学 |
| 3.4.4 等温吸附性能 |
| 3.4.5 循环吸附性能 |
| 3.4.6 吸附稳定性 |
| 3.4.7 吸附机理分析 |
| 3.5 竞争吸附机理分析 |
| 3.6 吸附性能对比分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 纤维水泥复合材料的吸附固化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原材料及实验方法 |
| 4.2.1 原材料 |
| 4.2.2 试件成型与性能表征 |
| 4.2.3 重金属离子浸出实验 |
| 4.2.4 甲基橙吸附实验 |
| 4.3 重金属离子对纤维水泥复合材料性能影响 |
| 4.3.1 凝结时间 |
| 4.3.2 抗压强度 |
| 4.3.3 水化热 |
| 4.3.4 水化产物 |
| 4.4 纤维水泥复合材料对重金属离子的固化性能 |
| 4.4.1 水平震荡法 |
| 4.4.2 醋酸缓冲溶液法 |
| 4.4.3 TCLP法 |
| 4.4.4 固化机理 |
| 4.5 纤维水泥复合材料对甲基橙吸附性能 |
| 4.5.1 吸附动力学 |
| 4.5.2 吸附等温性能 |
| 4.5.3 潜在应用分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 改性纤维协同水泥固化污泥/赤泥中重金属离子 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 原材料及实验方法 |
| 5.2.1 原材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 污泥/赤泥固化体性能研究 |
| 5.3.1 抗压强度 |
| 5.3.2 重金属离子浸出毒性 |
| 5.3.3 重金属离子化学形态 |
| 5.4 潜在环境风险评估 |
| 5.4.1 基体评估 |
| 5.4.2 滤液评估 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得创新性成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（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）铁基复合材料与沸石联用去除地下水中砷及伴生组分的实验研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 高砷地下水水质特征与危害 |
| 1.2.2 高砷地下水水质改良方法 |
| 1.2.3 粘土矿物与铁基材料水处理中的应用 |
| 1.3 发展趋势和存在问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容与技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 铁基矿物材料的制备与表征 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.2 材料的合成方法 |
| 2.1.3 材料的表征手段 |
| 2.2 八面沸石的生长条件与结构特征 |
| 2.3 铁基矿物材料晶体结构与形貌 |
| 2.4 铁基矿物材料特征官能团与元素组成 |
| 2.5 铁基矿物材料比表面积和孔径分布 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 铁基埃落石材料除砷实验研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂及仪器 |
| 3.1.2 静态去除实验方法 |
| 3.1.3 动态去除实验方法 |
| 3.2 铁基埃落石材料除砷效果的单因素影响分析 |
| 3.3 地下水流速对铁基埃落石材料除砷效果的影响 |
| 3.4 地下水水化学组成对铁基埃落石材料除砷的影响 |
| 3.5 铁基埃落石材料与八面沸石联用去除地下水砷及伴生组分 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 铁基沸石材料除砷实验研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂及仪器 |
| 4.1.2 静态去除实验方法 |
| 4.1.3 动态去除实验方法 |
| 4.2 铁基沸石材料除砷效果的单因素影响分析 |
| 4.3 地下水流速对铁基沸石材料除砷效果的影响 |
| 4.4 地下水化学组成对铁基沸石材料除砷效果的影响 |
| 4.5 铁基沸石材料与八面沸石联用去除地下水砷及伴生组分 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 铁基矿物材料除砷机理分析及效果对比 |
| 5.1 除砷前后铁基材料物相的变化 |
| 5.1.1 铁基埃落石材料物相变化 |
| 5.1.2 铁基沸石材料物相变化 |
| 5.2 除砷过程中自由基的形成及对三价砷的氧化机制 |
| 5.3 除砷过程中不同铁氧化物的相对贡献评估 |
| 5.4 铁基矿物材料适用性评估 |
| 5.4.1 铁基复合材料除砷效果对比及影响因素分析 |
| 5.4.2 铁基复合材料的性质、结构差异及其适用性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（7）滴灌施肥系统滴头堵塞机理及堵塞风险评价研究（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 滴灌滴头堵塞国内外研究进展 |
| 1.2.1 滴头堵塞类型和程度 |
| 1.2.2 滴头堵塞的主要影响因素 |
| 1.2.3 滴头堵塞过程和诱发机制 |
| 1.2.4 滴灌滴头堵塞评价方法 |
| 1.2.5 滴头堵塞控制技术 |
| 1.3 研究内容及目标 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 温度对浑水施肥滴灌滴头抗堵性能研究 |
| 2.2.2 肥料特性对浑水滴灌滴头抗堵性能研究 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.4 滴头堵塞评价与堵塞物组分测试方法 |
| 2.4.1 滴头堵塞评价标准 |
| 2.4.2 堵塞物质干重分析 |
| 2.4.3 堵塞物质微生物数量分析 |
| 2.4.4 堵塞物质化学组成分析 |
| 2.4.5 滴头流道内含沙水流流态分析 |
| 2.4.6 泥沙颗粒对不同肥力因子吸附量计算 |
| 2.4.7 泥沙沉速计算 |
| 第三章 灌水温度对施肥滴灌滴头堵塞的影响 |
| 3.1 试验因素的方差分析 |
| 3.2 温度对不同泥沙级配浑水滴灌滴头堵塞的影响 |
| 3.3 温度对不同施肥浓度浑水滴灌滴头堵塞的影响 |
| 3.4 温度对泥沙颗粒絮凝行为的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 肥料类型对滴头堵塞的影响 |
| 4.1 浑水施肥滴灌滴头堵塞动态变化特征分析 |
| 4.2 浑水施肥滴灌堵塞物质形貌及组分分析 |
| 4.3 泥沙颗粒对肥料的吸附特性 |
| 4.4 泥沙颗粒的静水絮凝沉降特性 |
| 4.5 浑水施肥滴灌滴头流道水流流动特性分析 |
| 4.6 滴头堵塞程度随微生物数量增长变化特征 |
| 4.7 讨论 |
| 4.7.1 尿素浑水滴灌滴头堵塞诱发机理 |
| 4.7.2 磷肥浑水滴灌滴头堵塞诱发机理 |
| 4.7.3 钾肥浑水滴灌滴头堵塞诱发机理 |
| 4.7.4 复合肥浑水滴灌滴头堵塞诱发机理 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 肥料合理浓度阈值的确定 |
| 5.1 肥料浓度对滴头相对流量的影响 |
| 5.2 泥沙颗粒对肥料吸附特性的影响 |
| 5.3 肥料浓度对泥沙颗粒静水絮凝沉降特性的影响 |
| 5.4 肥料浓度对毛管内微生物量的影响 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 尿素滴灌滴头堵塞发生机理及合理施肥浓度 |
| 5.5.2 磷肥滴灌滴头堵塞发生机理及合理施肥浓度 |
| 5.5.3 钾肥滴灌滴头堵塞发生机理及合理施肥浓度 |
| 5.5.4 复合肥滴灌滴头堵塞发生机理及合理施肥浓度 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 滴头堵塞风险综合评价方法 |
| 6.1 施肥滴灌滴头堵塞风险综合评价方法 |
| 6.1.1 滴头堵塞风险综合评价指标体系建立 |
| 6.1.2 滴头堵塞风险评价因子权重的确定 |
| 6.1.3 滴头堵塞风险评价因子模糊矩阵的确定 |
| 6.1.4 滴头堵塞风险综合评价 |
| 6.2 不同肥料类型施肥滴灌滴头堵塞风险评价实例分析 |
| 6.2.1 灌水概况 |
| 6.2.2 权值的确定 |
| 6.2.3 特征向量矩阵的确定 |
| 6.3 模糊综合评价与分析 |
| 6.3.1 二级初判结果分析 |
| 6.3.2 一级初判结果分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论及建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 进一步的研究建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含氯有机物的性质、应用与危害 |
| 1.2.1 含氯有机物的性质 |
| 1.2.2 含氯有机物的应用 |
| 1.2.3 含氯有机物的危害 |
| 1.3 含氯有机物的常见控制技术 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 物理法 |
| 1.3.3 化学法 |
| 1.4 含氯有机物的电化学处理技术 |
| 1.4.1 电催化氧化技术 |
| 1.4.2 电催化还原技术 |
| 1.5 电极的催化材料及载体 |
| 1.5.1 电极催化材料 |
| 1.5.2 电极载体 |
| 1.6 钯/碳粒子电极的应用潜力 |
| 1.7 本文研究目的和意义 |
| 1.8 主要研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 主要研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 主要实验仪器、耗材及药品试剂 |
| 2.2 主要实验方法 |
| 2.2.1 催化电极制备方法 |
| 2.2.2 活性实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 样品测试分析方法 |
| 2.3.2 电极表征方法 |
| 2.3.3 电极电化学性能表征方法 |
| 2.3.4 DFT模拟计算方法 |
| 3 钯/碳粒子电极的构建及电催化脱氯活性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 Pd/GAC粒子电极的理化性质 |
| 3.3 Pd/GAC粒子电极的单因子影响实验 |
| 3.3.1 催化剂Pd使用量的影响 |
| 3.3.2 工作电流大小的影响 |
| 3.3.3 阴极室反应液初始p H的影响 |
| 3.3.4 阴极室反应液电解质浓度的影响 |
| 3.4 Pd/GAC粒子电极的电催化脱氯活性 |
| 3.5 Pd/GAC粒子电极的电催化脱氯机制 |
| 3.6 Pd/GAC粒子电极的应用潜力分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 钯/碳粒子电极吸附特性对电催化脱氯影响研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 各钯/碳粒子电极理化性质的差异分析 |
| 4.3 各钯/碳粒子电极电催化活性的差异分析 |
| 4.4 各钯/碳粒子电极吸附性能的差异分析 |
| 4.5 吸附对钯/碳粒子电极电催化脱氯的促进作用 |
| 4.6 典型钯/碳粒子电极的稳定性测试 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 CTAB修饰强化钯/碳粒子电极电催化脱氯研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 CTAB对钯/碳粒子电极理化性质的影响分析 |
| 5.3 CTAB对钯/碳粒子电极催化效率的影响分析 |
| 5.4 CTAB对钯/碳粒子电极吸附性能的影响分析 |
| 5.5 CTAB对钯/碳粒子电极电化学性能的影响分析 |
| 5.6 CTAB修饰钯/碳粒子电极的吸附性能DFT分析 |
| 5.7 CTAB修饰钯/碳粒子电极的稳定性分析 |
| 5.8 钯/碳粒子电极的吸附-电催化脱氯机制 |
| 5.9 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（9）CMC改性硫化纳米零价铁原位反应带修复Cr（Ⅵ）污染地下水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地下水污染概述 |
| 1.1.2 地下水铬污染及危害 |
| 1.2 地下水Cr(Ⅵ)污染常用修复技术 |
| 1.2.1 抽取处理技术 |
| 1.2.2 可渗透反应屏障技术 |
| 1.2.3 原位反应带修复技术 |
| 1.2.4 基于纳米零价铁的原位反应带修复技术 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 纳米零价铁的改性 |
| 1.3.2 CMC在 nZVI基材料原位修复中的应用 |
| 1.3.3 硫化纳米零价铁的研究现状 |
| 1.3.4 改性纳米零价铁的场地应用 |
| 1.4 纳米零价铁原位修复研究的现存问题 |
| 1.4.1 纳米零价铁的寿命 |
| 1.4.2 纳米零价铁的电子选择性 |
| 1.4.3 纳米零价铁的迁移性 |
| 1.5 研究内容、意义及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容及意义 |
| 1.5.2 研究的技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第2章 CMC-S-nZVI的制备及去除Cr(Ⅵ)的机理研究 |
| 2.1 实验目的 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 材料制备 |
| 2.2.4 Cr(Ⅵ)去除的影响因素实验 |
| 2.2.5 材料的表征 |
| 2.2.6 稳定性研究实验 |
| 2.2.7 反应动力学研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的结构和组成 |
| 2.3.2 材料的稳定性研究 |
| 2.3.3 CMC-S-nZVI去除Cr(Ⅵ)的影响因素 |
| 2.3.4 CMC-S-nZVI去除Cr(Ⅵ)的机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 CMC-S-nZVI的自然需求量及影响因素研究 |
| 3.1 实验目的 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 地下水化学成分对CMC-S-nZVI与 Cr(Ⅵ)反应动力学的影响 |
| 3.3.2 CMC-S-nZVI在模拟地下水中对Cr(Ⅵ)的修复效果 |
| 3.3.3 CMC-S-nZVI和 CMC-nZVI的腐蚀老化 |
| 3.3.4 不同离子条件对CMC-S-nZVI腐蚀老化的影响 |
| 3.3.5 腐殖酸对CMC-S-nZVI腐蚀老化的影响 |
| 3.3.6 还原剂自然需求量分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 CMC-S-nZVI在含水层中的迁移性及反应带修复效果影响因素研究 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验装置 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 产物形态分析 |
| 4.2.5 产物的pH平行浸出实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CMC-S-nZVI迁移分布的特征 |
| 4.3.2 反应带对Cr(Ⅵ)污染地下水修复效果的影响因素 |
| 4.3.3 还原剂自然需求量的变化 |
| 4.3.4 反应带渗透性变化 |
| 4.3.5 水化学参数变化规律 |
| 4.3.6 产物稳定性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 CMC-S-nZVI原位修复Cr(Ⅵ)污染含水层模拟实验研究 |
| 5.1 实验目的 |
| 5.2 实验材料和装置 |
| 5.2.1 实验材料和仪器 |
| 5.2.2 实验装置 |
| 5.2.3 模拟槽的运行 |
| 5.2.4 测定方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CMC-S-nZVI反应带的修复效果 |
| 5.3.2 CMC-S-nZVI的影响范围 |
| 5.3.3 含水层水化学参数变化规律 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间发表学术论文 |
| 致谢 |
（10）富勒烯(C60)在水环境中的分散和团聚行为研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 富勒烯C_(60)简介 |
| 1.1.1 富勒烯C_(60)的性质与应用 |
| 1.1.2 C_(60)水分散液的制备 |
| 1.2 C_(60)的水环境行为研究进展 |
| 1.2.1 C_(60)进入水环境的途径 |
| 1.2.2 C_(60)在水环境中的光化学转化 |
| 1.2.3 C_(60)在水环境中的分散行为 |
| 1.2.4 C_(60)在水环境中的聚沉行为 |
| 1.2.5 C_(60)在水环境中的吸附行为 |
| 1.3 影响C_(60)在水环境中分散和团聚行为的因素 |
| 1.3.1 水质因素对C_(60)在水环境中的分散和团聚行为的影响 |
| 1.3.2 水力学因素对C_(60)分散和团聚行为的影响 |
| 1.3.3 环境因素对C_(60)分散和团聚行为的影响 |
| 1.4 选题依据、研究目的和内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容和技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 富勒烯粉末 |
| 2.1.2 腐植酸(HA)储备液 |
| 2.1.3 环境水样 |
| 2.1.4 总有机碳(TOC)外标贮备液 |
| 2.1.5 离子标准贮备液 |
| 2.1.6 离子色谱淋洗液 |
| 2.1.7 其它试剂 |
| 2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 Aqu/nC_(60)的制备 |
| 2.3.2 Aqu/nC_(60)的粒径与zeta电位表征 |
| 2.3.3 Aqu/nC_(60)的密度与动力粘度测定 |
| 2.3.4 Aqu/nC_(60)的浓度测定 |
| 2.3.5 湍流强度分析 |
| 2.3.6 nC_(60)的结构表征和元素分析 |
| 2.3.7 水样中TOC的测定 |
| 2.3.8 水样中离子含量测定 |
| 2.3.9 Aqu/nC_(60)沉降实验 |
| 2.3.10 Aqu/nC_(60)再悬浮实验 |
| 2.3.11 Aqu/nC_(60)稀释实验 |
| 2.3.12 Aqu/nC_(60)团聚实验 |
| 2.3.13 DLVO相互作用能的计算 |
| 2.3.14 Aqu/nC_(60)在海水中的聚沉实验 |
| 2.3.15 统计分析方法 |
| 3 水流湍流强度和光照对aqu/nC_(60)形成和分散性的影响 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水流湍流强度的影响及其作用机制 |
| 3.3.2 光照的影响及其作用机制 |
| 3.3.3 Aqu/nC_(60)的分散稳定性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 腐植酸复合湍流强度和光照对aqu/nC_(60)形成和分散性的影响 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 腐植酸对C_(60)水中分散的影响及其机制 |
| 4.3.2 腐植酸复合湍流强度对C_(60)水中分散的影响及其机制 |
| 4.3.3 腐植酸复合光照条件对C_(60)水中分散的影响及其机制 |
| 4.3.4 腐植酸、光照及湍流强度对C_(60)水中分散的复合影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 C_(60)在典型环境水样中的分散稳定性和再悬浮性研究 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 环境水样的水质特征 |
| 5.3.2 C_(60)在典型环境水样中的分散 |
| 5.3.3 C_(60)在典型环境水样中的转化 |
| 5.3.4 Aqu/nC_(60)在环境水样中的再悬浮 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 Aqu/nC_(60)在典型环境水样中的团聚行为及机制 |
| 6.1 实验材料 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 环境水样的水质特征 |
| 6.3.2 浓度对aqu/nC_(60)团聚行为的影响 |
| 6.3.3 光照对aqu/nC_(60)团聚行为的影响 |
| 6.3.4 水流湍流强度对aqu/nC_(60)团聚行为的影响 |
| 6.3.5 Aqu/nC_(60)在离子溶液和海水中的团聚行为及其机制 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读博士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
四、Selection of Dispersivity in Groundwater Risk Assessment（论文参考文献）
- [1]脱硫钢渣对盐碱地的改良效果和安全性评价[D]. 应雨钱. 浙江大学, 2021(09)
- [2]基于刺激土着微生物降解地下水中芳香烃的无机盐缓释修复药剂研究[D]. 王茜. 吉林大学, 2021(01)
- [3]季冻区分散性土特性与破坏机理研究[D]. 王理想. 中国地震局工程力学研究所, 2021(02)
- [4]螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究[D]. 赵德志. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [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]铁基复合材料与沸石联用去除地下水中砷及伴生组分的实验研究[D]. 田芷涵. 中国地质大学, 2021(02)
- [7]滴灌施肥系统滴头堵塞机理及堵塞风险评价研究[D]. 刘璐. 西北农林科技大学, 2021
- [8]钯/碳粒子电极对2,4-二氯苯甲酸的吸附-电催化脱氯机制研究[D]. 周家盛. 浙江大学, 2021(01)
- [9]CMC改性硫化纳米零价铁原位反应带修复Cr（Ⅵ）污染地下水研究[D]. 赵玲子. 吉林大学, 2020(03)
- [10]富勒烯(C60)在水环境中的分散和团聚行为研究[D]. 李雪瑶. 大连海事大学, 2020(04)