一、离子交换树脂吸附Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的研究（论文文献综述）
何婷婷[1]（2021）在《三聚氯氰交联的多胺型水处理剂的制备及其应用研究》文中研究说明工业的发展带来水资源的污染问题,重金属因其不可降解和较强的生物毒性,成为水资源中不可忽视的污染物。对重金属的处理方法很多种,其中吸附法具有操作简单、吸附容量高、吸附速率快、能耗低等优点,成为废水中重金属处理较为重要的方法。但是目前一些吸附剂存在不可完全再生回收、成本高、操作复杂等问题。本文利用三聚氯氰（TCT）的温度梯度反应活性,选择氮含量较高且价格相对低的多乙烯多胺（PEPA）作为亲核试剂,分别在不同的温度下与三聚氯氰进行亲核取代反应合成了一种多胺型颗粒状吸附剂（N-MGA）。N-MGA是以三嗪环为连接点,多乙烯多胺链相互交叉或缠结形成具有氨基的颗粒吸附剂,利用氨基上氮的孤对电子与重金属离子的配位络合作用进行吸附,利用H+竞争吸附的原理解吸出吸附的金属离子,实现吸附剂的再生循环使用。本文详细研究了多胺型颗粒吸附剂的合成条件、对重金属离子的吸附的影响因素及吸附机理（以Cd（Ⅱ）为例）、对Cd（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）的吸附解吸再生循环性能研究和达到工业排放标准的条件测试。合成N-MGA的最佳合成条件是:投料比n（TCT）:n（PEPA）=1:1;二取代温度20℃、时间20 min;三取代温度50℃、时间2 h。最佳条件下吸附剂的产率可以达到95.9%。吸附的最佳p H是Cd（Ⅱ）溶液的初始的p H=6;随着吸附剂质量的增加吸附率在逐渐增加且吸附率的增加速度在逐渐减慢;吸附速率很快,15 min即可达到吸附平衡。10次吸附解吸再生循环后的吸附效果均没有降低,对Cd（Ⅱ）吸附率维持在97%-98%左右,对Cu（Ⅱ）吸附率维持在94%左右,对Pb（Ⅱ）吸附率维持在92%-93%左右,吸附剂的回收率均在92%以上。三者的解吸率均在97%以上,且多次循环后发现回收率在逐渐增加,7-8次以后可以达到100%的回收。元素分析、红外反射光谱、扫描电镜的结果分析,可以看出所合成的吸附剂分子的结构组成、化学键组成、形貌均没有发生变化,说明本文所合成的吸附剂结构的稳定性很高。N-MGA吸附剂可以把高浓度的Cd（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）废水处理到较低的浓度,再次处理后满足“综合废水排放标准（GB8978-1996）”规定工业排放标准:Cd（Ⅱ）的浓度为0.1 mg/L,一级工业排放标准浓度的Cu（Ⅱ）为0.5 mg/L,Pb（Ⅱ）的浓度为1.0 mg/L。
黄鑫[2]（2021）在《氨基功能化重金属吸附材料的构建及其脱除茶多酚中重金属的研究》文中进行了进一步梳理茶多酚是茶叶中的主要功能成分,具有良好的抗氧化、抗炎、抗病毒、降血脂、抗癌等生理活性,应用十分广泛。然而,茶叶在种植、加工、储存或运输过程中会造成重金属（如Pb、As、Hg、Cd、Cu等）的污染,最终残留在茶多酚中,不仅对人体健康造成潜在的不可逆损伤,而且会造成销售尤其是国际贸易中的限制和经济损失,给我国茶产业的发展带来了较大的阻碍和挑战。然而,目前国内外在茶多酚等天然植物提取物工业化生产中脱除重金属的研究较少。本研究考察了茶多酚中重金属的含量和分布,基于固相吸附技术开发了一系列高效、绿色、安全、环境友好的氨基功能化材料,用于茶多酚中重金属的脱除,并评估了功能化材料对茶多酚的损耗和品质的影响,为茶多酚的减害弱毒化提供了技术支持和防控方案。主要结果如下:1.茶多酚中重金属的测定及其吸附剂的筛选采用湿法消解结合电感耦合等离子体质谱测定了茶叶中Pb、Cu、Cd、Hg、As等有害重金属的含量,并分析了茶多酚提取过程中重金属的含量分布。结果显示,茶叶中有约23.36%以上的重金属会残留在茶多酚中,且茶多酚中5种有毒重金属的总残留量在2.61～3.44 mg/kg,具有潜在的联合暴露风险;通过对4种吸附剂进行筛选,结果证明硅胶对茶多酚中Pb、Cu、Cd、Hg、As的脱除率分别为43.21%、32.17%、38.55%、28.62%、0.65%,且其对茶多酚几乎没有吸附,损耗率仅为0.15±0.03%;因此,本研究选择硅胶作为脱除茶多酚中重金属的材料,但其对茶多酚中重金属的吸附容量较小,实际应用价值较低。2.氨基改性硅胶脱除茶多酚中重金属为了增强硅胶材料的吸附容量和选择性吸附,本研究以（3-氨基丙基）三乙氧基硅烷（APTS）作为氨基供体,成功合成了氨基功能化硅胶（AFSG）材料,并对其物理化学性质进行表征;吸附实验表明:相比硅胶,AFSG对Pb、Cu、Cd的最大吸附容量分别为140.226、100.753、48.032 mg/g,且重复循环吸附6次后吸附率和解吸附率均保持在90%以上。将AFSG制备成吸附柱脱除茶多酚中的重金属,结果表明AFSG吸附柱对茶多酚中Pb、Cu和Cd的总脱除率分别为82.54%～84.19%、90.09%～92.65%和70.29%～77.15%,且对茶多酚的损耗小于6.31%。采用吸附模型分析与红外谱图结合的方式阐释了AFSG的吸附机理,其机理是AFSG上的氨基与重金属离子间形成较强的配位键,从而将其从茶多酚溶液中脱除。3.聚赖氨酸改性介孔硅胶脱除茶多酚中重金属本研究将天然来源的聚氨基化合物聚赖氨酸（PL）化学接枝在比表面积更大的介孔硅胶（MSG）表面,成功获得MSG-PL,并对其物理化学性质进行了表征。MSG-PL大的比表面积和丰富的氨基基团为重金属吸附提供了更多的吸附位点。吸附实验结果表明MSG-PL对重金属Pb、Cu、Cd、Hg有较高的脱除能力和可重复性,吸附容量分别为117.01、132.88、67.32、109.27 mg/g;吸附前后红外表征的结果显示,重金属主要是与氨基、酰胺基形成配位络合物。将MSG-PL制备成吸附柱后脱除茶多酚中的重金属,结果显示MSG-PL吸附柱对茶多酚中Pb、Cu、Cd、Hg的脱除率分别在80.99%～85.89%、90.82～94.66%、77.98%～88.24%和75.91%～80.36%,且对茶多酚的损耗较小,仅为5.09%～7.96%;但是该材料制备程序较多,工艺复杂,成本相对较高。4.聚赖氨酸/海藻酸钠静电自组装纤维脱除茶多酚中重金属为了提高材料的制备效率和环境友好的绿色工艺,本课题采用静电自组装技术在水溶液中将阳离子聚电解质PL与阴离子聚电解质海藻酸钠（SA）,通过牵引拉丝的方法高效制备成SA/PL纤维;表征结果显示,通过控制制备工艺参数可以调控SA/PL纤维的直径和机械性能。X射线光电子能谱（XPS）分析结果表明,SA/PL纤维中丰富的羧基、氨基和酰胺基与重金属离子能形成较强的配位键,为其吸附重金属提供了大量的吸附位点。吸附实验表明,SA/PL纤维对Pb、Cu、Cd具有较好的选择吸附性,最大吸附容量分别为380.05、169.94、72.95 mg/g,SA/PL纤维重复吸附9次后仍具有良好的吸附效率（89.46%～99.08%）。SA/PL纤维对茶多酚中Pb、Cu、Cd的脱除率分别为90.34%～94.29%、94.71%～97.11%和93.26%～96.67%,对茶多酚的损耗为5.84%～9.04%。5.聚赖氨酸改性茶渣微晶纤维素双网络水凝胶脱除茶多酚中重金属为了充分利用茶多酚提取过程中产生的大量茶渣废料,我们以茶渣纤维素为原料制备成粒径更小的茶叶微晶纤维素（MCC）,并将PL共价接枝在MCC上,然后与N,N-亚甲基双丙烯酰胺/丙烯酸交联制备成MCC-PL双网络水凝胶（MCC-PLH）;并对水凝胶的物理化学性质、溶胀特性等进行表征;吸附实验结果显示其对重金属Pb和Cu具有较高的吸附性能和重复利用性,最大吸附容量分别可达366.29 mg/g和195.09 mg/g。吸附动力学结合XPS分析阐明了其吸附机理,MCC-PLH上的氨基、羧基和酰胺基参与了重金属的吸附,此外,MCC-PLH对茶多酚中的Pb和Cu的脱除率为93.03%～96.15%和95.72%～97.11%,且对茶多酚的损耗为8.44%～11.66%。最后,经过4种重金属吸附材料AFSG、MSG-PL、SA/PL和MCC-PLH处理后,所有的茶多酚产品均符合现有标准下的各项指标,属于合格产品。
孟详东[3]（2021）在《基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究》文中研究说明污水污泥是城镇污水处置过程中产生的半固态废弃物,水分和有机物含量高,极易变质腐败。污泥内富集大量微生物、病原体、药剂、重金属和有机污染物等污染物。如不妥善处理会污染土壤、水体和大气,给生态环境和生命健康带来极大风险。同时,污泥中富含高热值有机物和营养元素,具有能源和资源化利用潜力。特别是污泥中富集了污水中50%以上的磷元素,是巨大的磷资源库。因此,在污泥无害化和减量化处置的基础上,实现磷的资源化利用受到广泛关注。热处置方法因其能大幅缩减污泥体积、消灭病原微生物、分解有机污染物和回收利用能量等优势成为污泥处置研究热点。同时,污泥热处置会提高产物中磷含量。然而,目前缺少适用于磷资源回收利用的污泥热处置方法,对污泥热处置过程磷形态转化、产物中磷资源回收利用或改性的研究不足。对此,本文以实现污泥中能源和磷资源的高效回收利用为目标,设计利用污泥自身热值、降低飞灰产量的低温燃烧系统,对污泥低温燃烧特性、各相产物组分分布特点、热处置方式和条件对磷迁移影响、低温热处置过程中磷转化路径以及热产物中磷释放回收方法和机理等内容开展系统深入的研究,并提出生物质耦合污泥低温燃烧改性研究,对混烧特性、产物和混烧过程中磷迁移转化规律进行全面研究,为污泥的清洁高效资源化利用提供技术支持、理论基础和参考方案。本文首先利用流化床焚烧、热解和低温燃烧三种方法,研究热处置方式、温度和气氛对固相产物磷富集率、含量和有效性的影响。热处置可提高热产物磷含量至85 mg/g以上。高温焚烧不利于磷的富集和有效性的提高,焚烧温度高于800℃时,磷富集率低于75%。提高氧气浓度增加磷的生物可利用性,纯氧低温灰中生物有效磷含量48.7 mg/g。低温燃烧和热解可以降低污泥中重金属的浸出毒性。污泥中重金属随氧化程度加深从易浸出形态向稳定形态转化,低温氧化方式是适用于污泥中磷回收利用的热处置方式。开展了污泥低温燃烧特性和气相、液相产物的研究。利用污泥低温燃烧设备研究空气流速和污泥粒径及含水率对燃烧峰值温度、锋传播速度和气、液相产物组分的影响。结果表明,当空气流速小于10.4 mm/s时,燃烧锋面蔓延速度随空气流速增加,超过这一范围时对流换热增强,减缓了燃烧锋面蔓延速度;空气流速增加降低了液相产物的产率。增加含水率会降低峰值温度和燃烧锋面蔓延速度,含水率超过11%的污泥无法维持低温燃烧;含水率的提高不利于污泥的完全燃烧,提高了液相产物产率。增加污泥粒径降低了低温燃烧的峰值温度;燃烧锋面蔓延速度随粒径增大先升高后降低,粒径大于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度受比表面积影响,氧化反应速率主导对蔓延速度的影响,小于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度主要受堆积密度影响,堆积密度的增大减缓了污泥质量损失速度,增大粒径会提高焦油产率,对焦油中各组分有机化合物的相对含量影响较小。研究了磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化机理。污泥中无机磷占总磷的含量超过80%,热解促进有机磷转化为无机磷,使正磷酸单酯和焦磷酸盐转化为正磷酸盐;提高热解温度有助于非磷灰石无机磷（NAIP）向磷灰石无机磷（AP）转化,AP相对含量随温度升高而增加。污泥中的有机磷和多聚磷酸盐在低温燃烧过程中分别转化为无机磷和正磷酸盐,使蓝铁矿（Vivianite）和水铁矿磷酸盐络合物（P-Ferrihy）转化为Fe PO4和钙-磷化合物,促进产物中钙-磷化合物的形成。污泥低温燃烧灰中总磷和无机磷含量随氧气浓度升高而增加,促进了NAIP向AP的转化,有助于促进燃烧灰中Ca HPO4和P-Alumina分别向HAP和Al PO4转化,氧化程度加深使Fe PO4向铝-磷或钙-磷化合物转化,提高了污泥灰中磷的稳定性和生物可利用性。对污泥低温燃烧灰中磷的释放和回收进行了研究。利用“酸提取-树脂净化-磷酸铵镁结晶”方法将低温燃烧灰中磷以高纯度鸟粪石（Mg NH4PO4）形式回收。使用盐酸提取低温灰中的磷,酸浓度不低于0.4 mol/L时,液固比对磷浸出效率影响小;液固比不高于20 ml/g时,酸浓度对金属元素浸出效率影响小;优化的酸提取条件为0.8 mol/L的盐酸溶液,20ml/g液固比,磷的提取效率为97.2%,提取液中金属杂质含量低。参数方程Thomas模型对阳离子交换树脂吸附提取液中Fe3+过程的描述性好,综合模拟和实验结果确定净化富磷提取液的最佳参数条件。以高纯度鸟粪石晶体从净化液中提取磷的最佳条件为溶液中氮、磷和镁的物质的量之比为1.2:1.2:1,溶液p H值为10.0。本研究提高磷回收效率至84%,含磷终产物鸟粪石晶体中重金属含量低于农用磷肥限制标准。最后,对玉米芯、稻壳和大豆秸秆与污泥低温混烧过程磷迁移特性和产物进行研究。结果表明,生物质掺混增加了污泥基燃料中挥发分含量和热值,减少了灰分含量,提高了燃烧速率。混烧后铁-磷化合物和Na OH可溶性磷含量减少,钙-磷化合物和HCl可溶性磷含量增加。污泥中的磷酸单酯和焦磷酸盐与生物质中的有机植酸在低温燃烧过程中分解,释放出的正磷酸根与金属阳离子反应生成Fe PO4、Al PO4、Ca3（PO4）2和Mg3（PO4）2等金属磷酸盐。燃料中钙取代铁-磷化合物和铝-磷化合物中铁和铝生成Ca2P2O7,Ca（PO3）2,Ca HPO4和羟基磷灰石(Ca10（PO4）6（OH）2);生物质为该转化提供钙源和镁源,促进铁/铝-磷化合物向钙/镁-磷化合物转化。钙源的增加促进缺钙型羟基磷灰石向羟基磷灰石转化。钙或镁含量高的生物质有助于提高产物中磷的生物有效性,生物质中钙含量越高效果越明显。
张旗[4]（2021）在《PET醇解产物中痕量金属杂质的脱除研究》文中研究指明聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）的乙二醇醇解法是一种极具工业前景且符合绿色化学发展原则的解聚方法。研究发现,醇解催化剂和PET生产时引入的金属添加剂会残留在产物对苯二甲酸乙二醇酯（BHET）中,造成产物纯化困难且对下游产品的色度和安全性造成威胁。本文使用电感耦合等离子体原子发射光谱（ICP）测得BHET中主要含有Zn、Cr、Ca、Ni、Mn、Co和Cd等金属杂质。考虑到痕量金属的危害,本文使用活性炭和常见的树脂如001*7、201*7、D401、D418、D311和XDA-7等作为吸附剂对BHET中的痕量金属进行脱除,并探究单金属杂质体系及多金属杂质体系中金属离子的脱除情况。主要研究内容及成果如下:（1）单金属杂质体系中Zn（Ⅱ）的脱除。首先对常见吸附剂进行筛选,得到纯化体系的最佳吸附剂为001*7磺酸阳离子交换树脂并对吸附过程的树脂用量、搅拌速率和吸附时间等条件进行优化,最终使用1.6 g/L的001*7树脂在160 rpm、298.15 K的条件下吸附120 min,能够有效脱除BHET中99%的痕量Zn（Ⅱ）而对BHET的损失率仅为2%。使用系列表征手段对吸附后的树脂进行表征以判断树脂对金属的吸附作用,各表征手段表明树脂通过π-π共轭和氢键作用对BHET产生微弱吸附,而树脂结构中的磺酸基与金属之间的离子交换和孤电子对的配位则是金属脱除的主要原因。（2）单金属杂质体系中Zn（Ⅱ）的脱除机理。使用常见的动力学模型、吸附等温和热力学模型对吸附数据进行拟合。准二级动力学模型表明Zn（Ⅱ）在树脂上的吸附由化学吸附主导,Langmuir模型表明吸附为均一的单分子层覆盖过程。热力学研究表明吸附为自发的吸热过程且吸附过程固液界面处的混乱度增加。近一步的,使用纯化后的BHET聚合为再生PET（r-PET）,结果表明聚合后r-PET的色度显着改善。（3）多金属杂质体系中痕量金属的脱除及机理分析。使用001*7树脂对BHET中的多种金属杂质进行脱除,最终使用4.4g/L的001*7树脂,在120rpm、298.15 K的条件下吸附120 min,能够有效的脱除BHET中的痕量金属杂质,聚合后r-PET产品的色度同样得到显着改善。FTIR、SEM-EDS和XPS等表征手段均显示出与单金属脱除体系相似的变化,表明吸附过程中树脂对各痕量金属的吸附均为离子交换和配位作用。同时,多金属杂质体系的动力学分析表明BHET中的各痕量金属杂质在树脂上的吸附均由化学吸附主导。
郁佳程[5]（2021）在《新型锆基纳米复合材料的制备及其重金属深度净化特性》文中进行了进一步梳理随着采矿、电镀和冶金工业的不断发展,大量重金属离子如铅、镉等被排放至水环境中,造成严重的水污染事件,引发一系列环境问题。为改善金属氧化物在复合材料表面易团聚、处理过程中易脱落的问题,本研究拟以生物质秸秆为基体,通过不同条件下的聚多巴胺改性,并从制备的材料中选择性能最优的聚多巴胺改性秸秆,在此基础上固载纳米水合氧化锆（HZO）,制备新型锆基纳米复合材料,探究其对水中铅、镉离子的净化性能与机理,并以模拟电镀废水为例,进一步探究复合材料对工业废水中重金属离子的深度净化性能。相关研究内容和结果如下:（1）聚多巴胺改性生物质材料的制备及优化。采用不同的催化氧化方式及不同的单体浓度,成功制备了一系列聚多巴胺改性生物质材料（Ws–PDA）。采用扫描电镜（SEM）、红外光谱（FTIR）、元素分析（EA）、比表面积分析（BET）等方式进行材料表征,并通过静态吸附实验,研究不同的Ws–PDA对铅离子的吸附性能。吸附等温线的结果表明,经硫酸铜/过氧化氢催化氧化制得的Ws–PDA,其对铅的吸附量最大可达19 mg·g-1,若按固载的聚多巴胺含量计算,吸附量最大可达318 mg·（g PDA）-1。同时,Zeta电位成功表明Ws–PDA在较大的p H范围内具有较强的电负性。（2）新型锆基纳米复合材料的制备及吸附性能研究。以Ws–PDA为基体,将纳米水合氧化锆原位沉淀至改性秸秆表面,成功制备复合材料（HZO@Ws–PDA）,并采用SEM、透射电镜（TEM）、BET和X射线光电子能谱（XPS）等方式进行表征,同时通过不同的吸附实验来探究复合材料对水中铅、镉离子的特异性吸附性能及机理。p H实验表明铅、镉能在p H为5–6之间能被材料有效捕获,并在高浓度Ca（II）（Ca（II）/Pb（II）=64）存在的条件下,HZO@Ws–PDA仍对铅、镉分别显示出原始材料88%和78%的吸附量。吸附等温线结果表明,HZO@Ws–PDA在303 K时的对铅的饱和吸附量为102.77 mg·g-1,对镉的饱和吸附量为20.91 mg·g-1。经XPS及FTIR分析可知,HZO已成功在Ws–PDA表面进行固载,复合材料吸附铅的机理主要为固载的HZO对铅的络合作用。（3）新型锆基纳米复合材料的实际性能研究。腐殖酸类影响实验表明,腐殖酸和黄腐酸对HZO@Ws–PDA的吸附效果基本没有影响。吸附再生实验表明,HZO@Ws–PDA在十次吸附循环后仍具有60%的吸附效率。单组分柱吸附实验表明,被HZO@Ws–PDA吸附的Pb（II）、Cd（II）的有效处理量比D001分别提高约81%和155%,比他人分别提高约21%和70%。脱附实验表明,吸附在HZO@Ws-PDA表面的Pb（II）、Cd（II）解吸率分别约为69%、60%,说明复合材料在实际应用中具有一定的脱附能力。以模拟电镀废水作为吸附液,结果表明HZO@Ws–PDA对Pb（II）、Cd（II）的有效处理量远大于D001,这主要源于复合材料表面的纳米氧化锆对Pb（II）、Cd（II）的络合作用。
付兴兰[6]（2020）在《LIBS快速测量土壤元素的影响因素及方法研究》文中提出实现农业现代化是我国农业发展的重要发展战略,而现代农业的发展依赖于精细化管理和科学化指导。土壤元素的精准感知可以为科学管控提供可靠的数据支撑,对指导精细农业生产非常重要。然而常用的土壤元素检测方法测量时间久,过程繁琐,虽然精度较高,但无法满足现代农业现场快速检测的要求。因此急需开发一种快速、高效和精准的土壤元素分析方法。激光诱导击穿光谱（Laser-induced breakdown spectroscopy,LIBS）技术具有检测快速,几乎无需样品预处理,可实现现场原位分析等优点,目前已经成功的应用于环境监测、太空探索、食品安全、工业检测和医学诊断等领域的多元素同时检测,被誉为未来分析领域的“巨星”。目前LIBS技术应用于土壤元素分析已经取得关注和认可。但是由于土壤基体复杂、元素形态各异、部分元素含量低且存在水分和尘土影响等问题,对LIBS技术的灵敏度和精准度提出了挑战,制约了LIBS技术在土壤检测中的发展。因此,探索快速高精度的分析方法及消除影响因素是LIBS应用于土壤元素快速检测的关键。本文基于LIBS技术,采用不同的吸附策略,分别提出了三种LIBS分析方法,实现了对土壤速效钾、不同价态铬和微量镉的快速精准检测。针对实际土壤含水率变化对LIBS土壤元素现场快速检测存在影响的问题,系统研究了含水率的影响规律并有效降低了水分的影响,提高了定量精度。针对LIBS便携式仪器快速测量土壤元素时存在的主要问题,对仪器的样品容纳池进行了改进,提高了样品测量准确性。本文主要研究内容和结果如下:（1）土壤速效钾的LIBS分析方法研究。针对目前LIBS技术难以区分土壤钾元素形态的问题,提出了树脂膜提取结合LIBS的分析方法。利用树脂膜的提取特性对土壤速效钾进行提取,然后通过LIBS烧蚀树脂膜得到土壤速效钾的含量。结果表明,采用树脂膜提取土壤速效钾10分钟,得到了定标曲线的可决系数（Determination coefficient,R2）为0.99,速效钾的检测限和定量限分别为2.2 mg/kg和7.3 mg/kg。该方法用于实际土壤样品速效钾检测,测量平均相对误差（Average relative error,ARE）为2.58%。该方法解决了目前LIBS技术无法测量土壤速效钾的难题,同时避免了常规检测方法的繁琐前处理和化学提取,简化了实验步骤且缩短了检测时间。（2）土壤不同价态铬的LIBS分析方法研究。土壤中六价铬（Cr,VI）毒性是三价铬（Cr,III）的百倍以上,因此有必要对不同价态铬区分检测。但LIBS技术不具备元素价态直接区分检测的能力,因此提出了树脂选择性吸附辅助LIBS的分析方法。利用特异性树脂吸附Cr（VI）,分离土壤中的Cr（VI）和Cr（III）,然后采用LIBS测定吸附前的总Cr溶液和吸附了Cr（VI）的树脂,得到总Cr和Cr（VI）的含量,二者相减得到Cr（III）的含量。结果表明,树脂5分钟可实现Cr（VI）的吸附分离,三种价态铬的定标曲线的R2均大于0.99。该方法用于三种不同地区实际土壤的检测,三种价态铬的测量ARE均小于13.11%。该方法不仅解决了目前LIBS技术无法进行土壤不同价态铬区分检测的困难,还避免了常规检测方法的化学提取,缩短了分析时间。（3）土壤微量镉的LIBS分析方法研究。针对LIBS技术检测灵敏度低,无法满足土壤微量Cd元素高灵敏检测需求的问题,提出树脂吸附结合空间约束装置的LIBS增强新方法。采用树脂吸附土壤中的Cd元素,然后通过空间约束装置辅助LIBS测量树脂,实现了土壤微量Cd元素的高灵敏检测。结果表明,相比于传统压片法,利用树脂吸附后将检测浓度降低了10倍,配合空间约束装置将光谱信号增强了2-5倍。采用该方法进行定量分析,Cd元素定标曲线的R2为0.993,检测限可达0.13 mg/kg,达到我国土壤污染风险管控标准检测要求（0.3 mg/kg）。将该方法应用于三种不同地区实际土壤的检测,Cd元素的测量ARE为8.44%。（4）土壤含水率对LIBS土壤元素分析的影响和消除方法研究。要实现土壤元素的LIBS现场快速检测,难以进行水分的烘干。但实际土壤含水率变化较大,会对测量结果产生影响。因此,系统的研究了土壤含水率对LIBS检测土壤元素的影响规律并消除水分的影响。首先以土壤中Cu、Pb、Cr、Al、Ca、Fe、Na、Si、Mg、K和H元素为例进行分析,结果表明随着土壤含水率的增加,除H元素外,其他元素光谱信号的强度和SBR均呈现下降趋势,所有元素的相对标准偏差（Relative standard deviation,RSD）均呈上升趋势。然后以土壤中Cu、Pb、Cr和K元素为例进行定量分析,结合不同的化学计量学算法对光谱数据进行预处理,有效的降低了含水率的影响。经对比,最大值归一化算法的消除效果最佳,将各个元素校正集的RV2从0.86-0.89提高至0.97-0.99,交叉验证集的RP2从0.85-0.88提高至0.92-0.95,校正集均方根误差（Root-mean-square-error of calibration,RMSEC）和预测集均方根误差（Root mean square error of prediction,RMSEP）分别降低了54%-67%和22%-43%。（5）LIBS便携式仪器快速测量土壤元素误差分析及样品容纳池改进。LIBS便携式仪器快速测量土壤元素时存在尘土飞溅和同一样品难以多次测量等问题,导致土壤元素定量精度低。针对上述问题,对仪器的样品容纳池进行了改进。以土壤中Cu、Cr、Pb和Cd元素为例进行了对比定量分析,结果表明,采用改进后的样品容纳池进行检测,将四种元素的定标曲线的R2从0.521-0.675提高到0.993-0.998,四种元素交叉验证的RSD分别小于15.5%、17.3%、13.3%和19.7%,RE分别小于12.5%、13.4%、13.3%和15.3%。相比于原始的样品容纳池,改进后的样品容纳池不仅减少了尘土飞溅,同时实现了样品多次测量,减少了样品装样次数,提高了样品测量准确性。本论文围绕LIBS应用于土壤元素分析存在的技术性难题,提出了土壤速效钾、不同价态铬和微量镉的快速精准分析方法;为了实现LIBS土壤元素的现场快速测量,分析了土壤含水率对LIBS土壤元素分析的影响规律和物理机制,采用化学计量学算法有效的降低了含水率的影响;通过改进LIBS便携式仪器的样品容纳池,减少了尘土飞溅,实现了一次装样多次测量,减少了样品装样次数,提高了样品测量准确性,为LIBS技术应用于土壤元素的现场快速检测奠定了技术基础。
白璞[7]（2020）在《新型无机阳离子骨架材料的合成与含氧酸根污染物吸附性能研究》文中指出阳离子骨架材料是指主体骨架带正电,骨架内存在弱配位的阴离子作为抗衡离子平衡骨架正电荷的材料。阳离子骨架材料由于其骨架结构中阴离子的可交换性,被认为是去除环境中含氧酸根阴离子污染物的有效材料之一。结晶型无机阳离子骨架材料通常表现出较高的热稳定性和水解稳定性,并且合成成本低,在吸附分离、阴离子交换、催化等领域都具有良好的应用前景。然而,自然界中存在的大多数无机材料骨架呈中性或负电性（例如沸石分子筛）,无机阳离子骨架材料的数量和结构类型都非常有限。层状双金属氢氧化物（Layered double hydroxides,LDHs,又称水滑石类材料）是最常见的无机阳离子骨架材料,然而传统LDHs材料在脱除水体阴离子污染物时存在对CO32-亲和能力强、吸附速度慢、吸附前需要预先高温焙烧处理等缺点。其它非LDHs型无机阳离子骨架材料主要包括层状稀土氢氧化物（LRHs）、层状金属氟化物、层状羟基氧化物、层状氢氧化物盐等,其中绝大部分对含氧酸根污染物亦有一定的脱除效果,特别是LRHs材料,具有比LDHs材料更高的电荷密度。然而,这些材料由稀土元素、重金属元素甚至放射性元素构成,严重限制了其实际应用。开发低成本、环境友好、性能更优的新型无机阳离子骨架具有十分重要的意义,同时充满了巨大的挑战。本论文针对这一挑战性研究课题,开发了一系列具有实际应用前景的高效去除水体含氧酸根阴离子污染物的新型无机阳离子骨架材料,取得的具体研究成果如下:1.系统深入研究了具有阳离子骨架的硼铝酸盐BAC（10）的物化性质以及对Cr（VI）的吸附性能。BAC（10）具有良好的热稳定性和水解稳定性以及独特的结构记忆效应。吸附实验研究结果表明,BAC（10）对Cr（VI）吸附具有一定的pH依赖性,最佳的pH=3。吸附动力学符合准二级动力学模型,吸附速度明显快于传统LDHs。BAC（10）吸附等温线符合Langmuir吸附模型,最大吸附容量高达139.1 mg Cr/g,超过了LDHs、阴离子交换树脂甚至绝大部分阳离子骨架MOFs。BAC（10）对低浓度含Cr（VI）溶液具有非常优异的深度脱除性能,可将初始Cr（VI）一次性脱至0.05 mg/L以下,达到WHO饮用水标准。选择性研究结果表明,BAC（10）具有优良的选择性,在竞争离子NO3-、Br-、Cl-和HCO3-等阴离子对Cr（VI）过量20倍的条件下,BAC（10）对Cr（VI）仍然保持良好的脱除效率。此外,BAC（10）对其他含氧酸根污染物,例如SeO32-、MoO42-、H2PO4-以及VO43-等同样展现出优良的脱除效率。对吸附Cr（VI）前后的固体样品的一系列表征表明,其吸附机制是Cr（VI）以HCrO4-形式与BAC（10）骨架中的Cl-发生阴离子交换,且BAC（10）骨架中的Cl-可以被HCrO4-完全交换出来。该工作提供了一种利用阳离子骨架硼铝酸盐的阴离子可交换性高效脱除水体Cr（VI）的新路径。2.在具有阳离子骨架特点的硼铝酸盐合成体系中,经系统优化合成条件获得了一种新型层状阳离子骨架羟基氧化铝,其分子式为Al3O2.5（OH）3.5Cl0.5·0.9H2O,命名为JU-111。通过三维衍射电子重构（3D EDT）与粉末X射线衍射精修相结合成功解析出了JU-111的晶体结构,JU-111由带正电荷的层板[Al3O2.5（OH）3.5]0.5+和平衡层板正电荷的Cl-组成。JU-111在空气气氛下可以稳定到350 oC,热稳定性优于LDHs类材料;可在pH=1-11的水体里稳定存在,展现出良好的水解稳定性。对Cr（VI）吸附实验研究结果表明,JU-111在吸附速度和吸附容量上均优于传统的阴离子交换树脂、LDHs和绝大多数阳离子骨架MOFs。此外,由于JU-111独特的酸/碱缓冲能力,即使在CO32-严重过量和较宽的pH区间内对Cr（VI）仍保持优良的脱除效率。此外,我们将JU-111应用于水体其他含氧酸根阴离子污染物的脱除,例如SeO32-、MoO42-、H2PO4-和VO43-等,同样展现出优良的去除性能。对吸附Cr（VI）前后的固体样品的一系列表征结果表明,其吸附机制是Cr（VI）以HCrO4-形式与JU-111骨架中的Cl-发生阴离子交换,且JU-111骨架中的Cl-可以被HCrO4-完全交换出来。该材料廉价易得、合成过程简单、环境友好、使用前无需任何改性处理,具有良好的研究和实际应用前景。3.选择廉价且更加有利于实际应用的氢氧化钙、铝酸钠和碳酸钠为原料,通过传统共沉淀法合成了CO32-插层的水铝钙石（Ca-Al-LDH）。系统研究了Ca-Al-LDH在不同温度（500-900 oC）焙烧后衍生材料的物相变化及对应的ReO4-吸附性能,研究结果表明经由700 oC焙烧得到的衍生材料(主要成分是七铝酸十二钙,Ca12Al14O33)对低浓度ReO4-具有优异的去除效率及较高的饱和吸附容量。与传统镁铝水滑石及其他4种典型的无机阳离子骨架材料（NDTB-1、Y2（OH）5Cl·1.5H2O、BAC（10）和JU-111）相比具有更加优异的TcO4-/ReO4-吸附性能。通过对吸附ReO4-前后的固体样品的一系列表征结果表明,700 oC焙烧得到的衍生材料对ReO4-的吸附机制主要是发生了溶解-重构过程,在溶解-重构过程中以阴离子形式存在的ReO4-会插层进入新生成的Ca-Al-LDH中,从而达到去除ReO4-的目的。该材料制备原料廉价易得,制备过程简单,对ReO4-吸附性能优势明显,具有良好的实际应用前景。
王思巧[8]（2020）在《纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除》文中认为离子交换树脂因吸附容量高、性质稳定和可重复使用的特点,被广泛用于去除水中重金属离子。但其选择性吸附能力弱且需要强酸或强碱再生而影响出水水质。本研究采用乙醇分散浸渍法,以纳米羟基铁对大孔强酸性阳离子交换树脂（D001）和强碱性阴离子交换树脂（D201）进行改性,以提高它们对铅和铬的选择性并简化再生过程。结构表征表明,FeOOH分别以20～120 nm和20～150 nm均匀负载于D001和D201表面。实验结果表明,n Fe OOH可提升D001树脂对Pb（II）和D201树脂对Cr（VI）吸附性能。n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201对Pb（II）和Cr（VI）的最大吸附容量分别为476.2mg/g和219.3 mg/g,比原树脂提升了6.7%和11.0%。吸附过程符合准一、二级动力学和Langmuir模型,表明吸附过程为单层吸附且同时存在物理和化学吸附。n Fe OOH@D001对水中Pb（II）的吸附主要依靠-SO3H的离子交换和Fe-O的配位络合共同作用,而n Fe OOH@D201对水中Cr（VI）的吸附则由>Fe OH2+的静电吸附、-N+（CH3）3的离子交换和>Fe OH的配位络合三种机理共同作用。nFeOOH@D001和n FeOOH@D201均表现出比原树脂更好的抗竞争离子干扰性能。当溶液中Ca2+、Mg2+竞争离子浓度为0.8 m M时,n Fe OOH@D001对Pb（II）的去除率较D001分别提高了31.5%和23.8%;对于n Fe OOH@D201,当溶液中NO3-、SO42-竞争离子浓度分别为2、4 m M时,其对Cr（VI）去除率较D201分别提高了32.5%和18.9%。此外,吸附后的n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201均可用0.1 M乙酸脱附,失效后的n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201用1 M的HCl洗脱并重新负载n Fe OOH,可获得高达97.6%和90.9%的再生率。在固定床吸附试验中,当流速为12.5 cm/min,进水Pb（II）和Cr（VI）浓度分别为5 mg/L和2.5 mg/L时,n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201吸附柱对Pb（II）和Cr（VI）的去除能力分别达到了988.1 mg/g和401.3 mg/g,较原树脂D001和D201吸附柱分别提升了23.5%和25.3%,其运行寿命也提升了25.8%和12.6%。综上所述,纳米羟基铁改性树脂不仅能提高D001对Pb（II）和D201对Cr（VI）的去除能力,而且可增强其抗竞争离子干扰性能、脱附再生性能以及运行寿命,使n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201有望成为有效去除饮用水中重金属的吸附材料。
李永杰[9]（2020）在《铁酸锰改性水热炭对模拟废水中镉和铅的吸附研究》文中指出
张亮亮[10]（2020）在《基体分离-ICP-MS测定锆合金等三种材料中痕量杂质元素的方法研究》文中提出电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）是一种可进行多元素同时分析的无机质谱技术,已普遍应用于冶金分析领域。ICP-MS具有图谱简单、灵敏度高等优点,但也不可避免地存在质谱干扰问题,需要采用其它辅助手段予以解决。ICP-MS测定锆合金等材料中Cd含量时其所有同位素均受到基体元素和共存元素的多原子离子或同质异位素干扰,需要设法消除。本文研究并建立了电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）测定锆合金、镍基高温合金和高纯钼中Cd等多种痕量杂质元素含量的方法。采用离子交换法有效消除了ICP-MS测定锆合金中痕量Cd元素时Zr基体的干扰,同时通过同步分离富集降低了 Mg等另外5种元素的检出限;主要研究了 Cd元素与Zr基体的分离条件,包括上柱酸度、淋洗酸度、洗脱酸度、进样浓度和流速,同时考察了其它杂质元素在经优化实验获得的分离条件下的行为;方法的分离周期控制在15 min左右,具有较快的分析速度;B等其它5种元素不经分离直接用内标法测定。建立的方法中全部元素的检出限为0.0058～0.21μg/g,回收率在85%～110%之间,RSD值小于5%。对于ICP-MS测定镍基高温合金中Cd等元素时存在的质谱干扰问题,采用乙酸铅沉淀分离和离子交换两种方法来分离基体。考察并优化了两种分离手段的条件,实验结果表明,两种分离方法均可实现产生质谱干扰的主量元素Mo与Cd的分离。两种方法对Cd的检出限分别为0.14 μg/g和0.12 μg/g,但沉淀法的分离周期（～5 min）更短,且可同时分离21种元素,更为简单高效。各元素的检出限为0.011～0.97 μg/g,回收率在82%～109%之间,RSD值小于5%。由于ICP-MS测定高纯钼中Cd等元素时存在的质谱干扰问题与镍基高温合金的情况类似,以乙酸铅为沉淀剂也可实现高纯钼基体与Cd等8种杂质元素的有效分离,从而去除干扰。方法的分离周期约为5 min,对Cd等8种元素的检出限为0.025～0.80μg/g,各元素的回收率在85%～107%之间,RSD值小于5%。以上3种方法的研究建立进一步拓展了普通四极杆ICP-MS的应用范围,解决了相应产品中部分元素测定下限无法达到的问题,同时具备较快的分析速度,较好地满足了实际检测需求。
二、离子交换树脂吸附Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的研究（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、离子交换树脂吸附Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的研究（论文提纲范文）
（1）三聚氯氰交联的多胺型水处理剂的制备及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源现状 |
| 1.1.2 重金属的来源及特点 |
| 1.1.3 重金属的危害 |
| 1.2 废水中重金属的处理方法 |
| 1.2.1 絮凝法 |
| 1.2.2 离子交换法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 电解法 |
| 1.2.5 中和沉淀法 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 含氮吸附剂吸附重金属的研究 |
| 1.4 吸附重金属离子的影响因素 |
| 1.4.1 吸附等温线模型 |
| 1.4.2 吸附动力学 |
| 1.4.3 吸附的影响因素 |
| 1.5 吸附剂的再生方法 |
| 1.6 论文选题的目的及设计思想 |
| 2 N-MGA吸附剂的制备及性质 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂及仪器 |
| 2.2.2 多胺型吸附剂的制备 |
| 2.2.3 多胺型吸附剂的结构及性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 多胺型吸附剂的合成 |
| 2.3.2 多胺型吸附剂的表征 |
| 2.4 小结 |
| 3 多胺型吸附剂对金属离子Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附及循环性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2.2 金属离子Cd(Ⅱ)的吸附及解吸实验 |
| 3.2.3 金属离子Cu(Ⅱ)的吸附及解吸实验 |
| 3.2.4 金属离子Pb(Ⅱ)的吸附及解吸实验 |
| 3.2.5 各项吸附参数的计算公式 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 重金属离子的选择 |
| 3.3.2 N-MGA对金属离子的吸附的影响因素 |
| 3.3.3 N-MGA的吸附模型和吸附机理 |
| 3.3.4 N-MGA对 Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)吸附解吸循环再生性能研究 |
| 3.3.5 多胺型吸附剂的再生循环的结构稳定性测试 |
| 3.3.6 多胺型吸附剂吸附重金属的能谱(EDS)分析 |
| 3.4 对废水中Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附达到工业排放标准所需要的条件探究 |
| 3.4.1 探究废水中Cd(Ⅱ)的含量达到工业排放标准所需的吸附条件 |
| 3.4.2 探究废水中Cu(Ⅱ)的含量达到工业排放标准所需的吸附条件 |
| 3.4.3 探究废水中Pb(Ⅱ)的含量达到工业排放标准所需的吸附条件 |
| 3.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（2）氨基功能化重金属吸附材料的构建及其脱除茶多酚中重金属的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略词总汇 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 茶多酚中重金属的残留、危害及其防控现状 |
| 1.2.1 茶多酚中重金属的残留 |
| 1.2.2 茶多酚中重金属的危害 |
| 1.2.3 茶多酚中重金属的防控现状 |
| 1.3 食品中重金属的吸附材料 |
| 1.3.1 物理吸附剂 |
| 1.3.2 化学吸附剂 |
| 1.3.3 生物吸附剂 |
| 1.4 氨基功能化的重金属吸附材料 |
| 1.4.1 氨基功能化有机合成吸附材料 |
| 1.4.2 氨基功能化天然吸附材料 |
| 1.5 本课题研究主要内容 |
| 1.5.1 立题依据及意义 |
| 1.5.2 主要内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 第二章 茶多酚中重金属的含量分布及吸附剂筛选 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与仪器 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.3 实验材料与方法 |
| 2.3.1 茶叶中重金属的检测方法 |
| 2.3.2 茶多酚提取物的制备及重金属检测 |
| 2.3.3 茶多酚提取过程中各组分重金属占比 |
| 2.3.4 茶多酚中重金属吸附剂的筛选 |
| 2.3.5 茶多酚含量测定 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 茶叶中重金属的含量 |
| 2.4.2 茶多酚中重金属含量 |
| 2.4.3 茶多酚提取过程中各组分重金属分布 |
| 2.4.4 吸附剂的筛选 |
| 2.5 结论 |
| 第三章 氨基功能化硅胶高效脱除茶多酚溶液中的重金属 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与仪器 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 AFSG的制备 |
| 3.3.2 AFSG的表征 |
| 3.3.3 影响AFSG吸附性能的因素 |
| 3.3.4 吸附模型 |
| 3.3.5 动态吸附-解吸附实验 |
| 3.3.6 模拟循环吸附实验 |
| 3.3.7 茶多酚中重金属的脱除应用 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 表征 |
| 3.4.2 吸附因素对AFSG吸附重金属的影响 |
| 3.4.3 AFSG吸附重金属的吸附机理 |
| 3.4.4 动态吸附-解吸附实验 |
| 3.4.5 循环吸附实验 |
| 3.4.6 茶多酚中重金属的脱除应用 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 ε-聚赖氨酸介孔硅胶高效脱除茶多酚中的重金属 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 MSG-PL的制备 |
| 4.3.2 制备材料的表征 |
| 4.3.3 MSG-PL的吸附选择性 |
| 4.3.4 MSG-PL的静态吸附测试 |
| 4.3.5 MSG-PL对重金属模型拟合 |
| 4.3.6 MSG-PL吸附柱的动态吸附与洗脱 |
| 4.3.7 MSG-PL的重复利用测试 |
| 4.3.8 茶多酚样品中重金属的脱除测试 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 MSG-PL的制备 |
| 4.4.2 MSG-PLL的表征 |
| 4.4.3 MSG-PL对重金属的吸附 |
| 4.4.4 MSG-PL对重金属的吸附机理 |
| 4.4.5 MSG-PL吸附柱的动态吸附与洗脱 |
| 4.4.6 MSG-PL吸附柱对茶多酚中重金属的脱除能力 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 基于静电自组装海藻酸钠/ε-聚赖氨酸纤维脱除茶多酚中的重金属 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与仪器 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 SA/PL纤维的制备 |
| 5.3.2 结构表征 |
| 5.3.3 重金属吸附研究 |
| 5.3.4 重金属吸附模型拟合 |
| 5.3.5 循环吸附实验 |
| 5.3.6 脱除茶多酚中重金属 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 SA/PL纤维的制备 |
| 5.4.2 SA/PL纤维的结构表征 |
| 5.4.3 吸附因素对SA/PL纤维吸附性能的影响 |
| 5.4.4 SA/PL纤维对Pb~(2+)、Cu~(2+)、Cd~(2+)的吸附机理 |
| 5.4.5 SA/PL纤维的循环利用 |
| 5.4.6 茶多酚中重金属的吸附 |
| 5.5 结论 |
| 第六章 ε-聚赖氨酸修饰的茶叶微晶纤维素基双网络水凝胶脱除茶多酚中的重金属 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与仪器 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 茶叶纤维的提取 |
| 6.3.2 茶叶纤维素的纯度测定 |
| 6.3.3 茶叶微晶纤维素的制备 |
| 6.3.4 TEMPO氧化茶叶微晶纤维素 |
| 6.3.5 聚赖氨酸/茶叶微晶纤维素的制备 |
| 6.3.6 聚赖氨酸/茶叶微晶纤维素双网络水凝胶的制备 |
| 6.3.7 材料结构表征 |
| 6.3.8 吸胀行为 |
| 6.3.9 重金属的吸附 |
| 6.3.10 重金属吸附模型拟合 |
| 6.3.11 循环吸附实验 |
| 6.3.12 茶多酚中重金属的脱除应用 |
| 6.3.13 脱除重金属对茶多酚品质的影响 |
| 6.4 研究结果与分析 |
| 6.4.1 MCC-PL水凝胶的结构表征 |
| 6.4.2 MCC-PLH的吸胀性能 |
| 6.4.3 吸附因素对MCC-PLH吸附重金属的影响 |
| 6.4.4 MCC-PLH吸附机理 |
| 6.4.5 循环吸附实验 |
| 6.4.6 MCC-PLH在茶多酚中重金属的脱除应用 |
| 6.4.7 吸附前后茶多酚品质的变化 |
| 6.5 结论 |
| 论文主要结论与展望 |
| 论文主要结论 |
| 不足与展望 |
| 论文主要创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
（3）基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 污泥的来源与分类 |
| 1.3 城市污水污泥成分、危害及处置现状 |
| 1.3.1 城市污水污泥的组成成分 |
| 1.3.2 城市污水污泥的危害 |
| 1.3.3 污泥处置方式及现状 |
| 1.4 磷资源概况 |
| 1.5 污水污泥中磷资源概述 |
| 1.6 污泥热处置过程中磷迁移转化的研究概况 |
| 1.6.1 污泥焚烧过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.2 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.3 污泥水热炭化过程中磷的迁移转化 |
| 1.7 污泥中磷资源回收研究概况 |
| 1.7.1 湿化学回收法 |
| 1.7.2 热化学回用法 |
| 1.7.3 现有研究存在的不足 |
| 1.8 本文研究内容及方法 |
| 第二章 实验装置及表征方法 |
| 2.1 污泥低温燃烧实验装置 |
| 2.2 样品特性表征方法 |
| 2.2.1 SMT磷形态分级测定方法 |
| 2.2.2 液相~(31)P核磁共振谱图分析 |
| 2.2.3 同步辐射X射线吸收近边结构谱分析 |
| 2.2.4 X射线荧光光谱分析 |
| 2.2.5 X射线衍射图谱分析 |
| 2.2.6 扫描电镜图像分析 |
| 2.2.7 BCR重金属分级测试及浸出实验方法 |
| 第三章 污水污泥焚烧、热解和低温燃烧产物中磷含量及有效性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设置与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污泥的理化性质 |
| 3.3.2 污泥热处置方式对固相产物中总磷含量及富集率的影响 |
| 3.3.3 污泥热处置方式对固相产物中磷生物有效性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污泥低温燃烧特性及气/液相产物研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验工况和步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污泥低温燃烧特性分析 |
| 4.3.2 污泥低温燃烧产物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化研究 |
| 5.1 简介 |
| 5.2 实验材料及方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 5.3.2 低温燃烧过程中氧气浓度对污泥中磷形态影响 |
| 5.3.3 污泥低温燃烧过程磷形态转化机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 污泥低温燃烧灰中磷的释放及回收研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料及方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设置与分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 酸对污泥低温燃烧灰中磷及重金属释放影响 |
| 6.3.2 单独存在体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附 |
| 6.3.3 共存体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附特性 |
| 6.3.4 阳离子交换法对富磷提取液中金属离子和磷的去除效果 |
| 6.3.5 以鸟粪石形式回收磷的效率及影响因素 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 生物质耦合污泥低温燃烧过程磷迁移转化研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料及方法 |
| 7.2.1 实验材料分析 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 污泥及混合燃料理化特性 |
| 7.3.2 生物质耦合污泥低温燃烧的特性及对磷富集效率的影响 |
| 7.3.3 生物质耦合污泥低温燃烧过程中磷迁移转化机理 |
| 7.3.4 生物质耦合污泥低温燃烧对产物生物有效性的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 全文总结与展望 |
| 8.1 全文小结 |
| 8.2 本文创新点 |
| 8.3 研究内容展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读博士学位期间科研成果 |
（4）PET醇解产物中痕量金属杂质的脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 PET简介 |
| 1.3 PET的应用及回收必要性 |
| 1.4 废弃PET的回收方法 |
| 1.4.1 废弃PET的物理回收法 |
| 1.4.2 废弃PET的化学回收法 |
| 1.5 PET乙二醇醇解过程存在的问题 |
| 1.6 环境中常用的脱金属方法 |
| 1.6.1 化学沉淀法 |
| 1.6.2 絮凝/混凝法 |
| 1.6.3 浮选法 |
| 1.6.4 电化学法 |
| 1.6.5 膜分离法 |
| 1.6.6 吸附法 |
| 1.7 本论文的选题依据及研究内容 |
| 1.7.1 选题依据及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第2章 PET醇解产物中痕量Zn(Ⅱ)的脱除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 PET醇解粗产物的制备 |
| 2.3.2 粗产物中痕量金属的测定 |
| 2.3.3 实验体系选取 |
| 2.3.4 树脂的预处理 |
| 2.3.5 溶液的配制 |
| 2.3.6 间歇吸附过程 |
| 2.3.7 吸附剂的再生 |
| 2.3.8 醇解产物的聚合 |
| 2.3.9 测试与表征 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 间歇吸附结果 |
| 2.4.2 树脂的再生结果 |
| 2.4.3 醇解产物的聚合结果 |
| 2.4.4 表征分析结果 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 PET醇解产物中Zn(Ⅱ)的吸附机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 常见吸附模型 |
| 3.2.1 吸附动力学 |
| 3.2.2 吸附等温线 |
| 3.2.3 吸附热力学 |
| 3.3 实验内容 |
| 3.3.1 吸附动力学实验 |
| 3.3.2 吸附等温实验 |
| 3.3.3 吸附热力学实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 吸附动力学分析 |
| 3.4.2 吸附等温分析 |
| 3.4.3 吸附热力学分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 PET醇解产物中多种痕量金属的脱除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验试剂及仪器 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验部分 |
| 4.3.1 混合体系溶液的配制 |
| 4.3.2 混合体系条件研究 |
| 4.3.3 醇解产物的聚合 |
| 4.3.4 测试与表征 |
| 4.3.5 混合体系的吸附动力学 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 条件实验结果 |
| 4.4.2 醇解产物的聚合结果 |
| 4.4.3 分析表征结果 |
| 4.4.4 混合体系的吸附动力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论和展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）新型锆基纳米复合材料的制备及其重金属深度净化特性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属废水的来源及危害 |
| 1.2 重金属废水污染现状及排放标准 |
| 1.3 重金属废水常用处理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 离子交换法 |
| 1.3.3 氧化还原法 |
| 1.3.4 电解法 |
| 1.3.5 膜分离法 |
| 1.3.6 吸附法 |
| 1.4 吸附法在水体重金属污染处理中的应用 |
| 1.4.1 活性炭 |
| 1.4.2 沸石 |
| 1.4.3 离子交换树脂 |
| 1.4.4 金属氧化物 |
| 1.5 锆基复合材料的研究 |
| 1.5.1 常见载体材料 |
| 1.5.2 生物质材料 |
| 1.5.3 复合材料的制备研究 |
| 1.6 聚多巴胺的性质 |
| 1.6.1 粘附性 |
| 1.6.2 电负性 |
| 1.6.3 生物相容性 |
| 1.6.4 亲水性 |
| 1.6.5 易于化学改性 |
| 1.7 聚多巴胺的作用 |
| 1.7.1 络合作用 |
| 1.7.2 还原作用 |
| 1.7.3 聚多巴胺对纳米复合材料的改性 |
| 1.8 本课题研究目的、内容及创新点 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 研究创新点 |
| 第二章 聚多巴胺改性生物质材料的制备及优化 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 仪器药品 |
| 2.1.2 材料制备 |
| 2.1.3 吸附实验 |
| 2.1.4 表征手段 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 表观形貌变化 |
| 2.2.2 元素分析 |
| 2.2.3 红外光谱分析(FTIR) |
| 2.2.4 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.5 比表面积和孔隙结构分析 |
| 2.2.6 吸附等温线 |
| 2.2.7 Zeta电位 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 新型锆基纳米复合材料的制备及吸附性能研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 仪器药品 |
| 3.1.2 复合材料的制备 |
| 3.1.3 吸附实验 |
| 3.1.4 表征手段 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 材料的表征 |
| 3.2.2 pH影响实验 |
| 3.2.3 温度影响实验 |
| 3.2.4 吸附等温线 |
| 3.2.5 竞争吸附 |
| 3.2.6 吸附动力学 |
| 3.2.7 红外光谱分析(FTIR) |
| 3.2.8 X射线电子能谱分析(XPS) |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 新型锆基纳米复合材料对水体重金属的去除特性研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 仪器药品 |
| 4.1.2 吸附实验 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 腐殖酸类对吸附的影响 |
| 4.2.2 吸附剂的再生 |
| 4.2.3 单组分柱吸附实验 |
| 4.2.4 双组分柱吸附实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）LIBS快速测量土壤元素的影响因素及方法研究（论文提纲范文）
| 主要英文缩写表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.2 土壤元素检测方法 |
| 1.3 LIBS技术的发展 |
| 1.3.1 LIBS技术简介 |
| 1.3.2 LIBS技术的优势 |
| 1.3.3 LIBS技术的发展历程及应用 |
| 1.4 LIBS技术检测土壤元素的研究进展 |
| 1.4.1 土壤营养元素检测的研究进展 |
| 1.4.2 土壤重金属元素检测的研究进展 |
| 1.4.3 土壤元素的LIBS检测灵敏度提升方法的研究进展 |
| 1.4.4 LIBS便携式仪器检测土壤元素的研究进展 |
| 1.4.5 问题与不足 |
| 1.5 研究内容及方法 |
| 1.6 本章小结 |
| 第2章 实验装置及分析方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 激光器 |
| 2.1.2 光谱仪 |
| 2.1.3 系统的时序控制 |
| 2.1.4 样品检测室与数据处理软件 |
| 2.2 LIBS基本原理 |
| 2.2.1 LIBS测量原理 |
| 2.2.2 LIBS等离子体的形成原理和展宽机制 |
| 2.2.3 LIBS光谱产生原理及强度计算 |
| 2.2.4 等离子体温度和电子密度求解 |
| 2.3 LIBS分析方法 |
| 2.3.1 土壤元素特征谱线的确定 |
| 2.3.2 光谱数据预处理 |
| 2.3.3 定量分析及评价指标 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 土壤速效钾的LIBS分析方法 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 树脂膜对速效钾提取的有效性 |
| 3.3.1 树脂膜提取速效钾的原理 |
| 3.3.2 树脂膜对速效钾的提取特性 |
| 3.4 关键参数优化 |
| 3.5 定量分析 |
| 3.6 真实样本验证 |
| 3.6.1 真实样本检测 |
| 3.6.2 分析性能对比 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 土壤不同价态铬的LIBS分析方法 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 树脂对三价铬和六价铬的吸附特异性 |
| 4.3.1 树脂对三价铬和六价铬吸附分离的原理 |
| 4.3.2 树脂对三价铬和六价铬的吸附特异性 |
| 4.4 条件优化 |
| 4.4.1 树脂吸附参数优化 |
| 4.4.2 总铬溶液承载基板的选择 |
| 4.5 不同价态铬的定量分析 |
| 4.6 实际样本验证 |
| 4.6.1 加标样本分析 |
| 4.6.2 分析性能对比 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 土壤微量镉的LIBS分析方法 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 树脂吸附结合空间约束测量镉元素的原理 |
| 5.3.1 树脂吸附土壤镉元素的原理 |
| 5.3.2 空间约束对镉元素光谱信号的增强原理 |
| 5.4 树脂吸附结合空间约束对镉元素的增强效应 |
| 5.4.1 传统压片法测量土壤镉元素 |
| 5.4.2 树脂吸附法对土壤镉元素的增强效应 |
| 5.4.3 空间约束对土壤镉元素的增强效应 |
| 5.5 定量分析 |
| 5.6 真实样本验证 |
| 5.6.1 加标样本分析 |
| 5.6.2 分析性能对比 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 土壤含水率对LIBS土壤元素分析的影响和消除 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 含水率对LIBS发射谱线的影响 |
| 6.3.1 含水率对光谱强度的影响 |
| 6.3.2 含水率对谱线的相对标准偏差和信背比的影响 |
| 6.4 含水率对土壤和激光相互作用过程的影响机制 |
| 6.5 土壤含水率对定量分析的影响和消除 |
| 6.5.1 原始光谱定量结果 |
| 6.5.2 最大值归一化对土壤含水率影响的消除效果 |
| 6.5.3 标准正态变换对土壤含水率影响的消除效果 |
| 6.5.4 多元散射校正对土壤含水率影响的消除效果 |
| 6.5.5 移动平均平滑对土壤含水率影响的消除效果 |
| 6.5.6 不同预处理算法对土壤含水率影响的消除效果对比 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 LIBS便携式仪器快速测量土壤元素误差分析及样品容纳池改进 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料与方法 |
| 7.3 改进前样品容纳池土壤元素分析性能 |
| 7.3.1 定量分析 |
| 7.3.2 存在的问题与不足 |
| 7.4 样品容纳池改进设计 |
| 7.5 改进后样品容纳池土壤元素分析性能 |
| 7.5.1 定性分析 |
| 7.5.2 定量分析 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 进一步工作的展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表文章及参与课题 |
| 致谢 |
（7）新型无机阳离子骨架材料的合成与含氧酸根污染物吸附性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 无机阳离子骨架材料概述 |
| 1.3 水滑石类(LDHS)材料 |
| 1.3.1 LDHs材料的发展历程 |
| 1.3.2 LDHs材料结构与组成 |
| 1.3.3 LDHs材料合成方法 |
| 1.3.4 LDHs材料物理化学性质 |
| 1.3.5 LDHs材料在脱除水体阴离子污染物方面的应用 |
| 1.3.6 LDHs材料存在缺点 |
| 1.4 非LDHS类无机阳离子骨架材料 |
| 1.4.1 层状稀土氢氧化物 |
| 1.4.2 层状金属氟化物 |
| 1.4.3 层状羟基氧化物 |
| 1.4.4 层状氢氧化物盐 |
| 1.4.5 阳离子骨架硼铝酸盐 |
| 1.4.6 层状镧系/锕系阳离子骨架材料 |
| 1.4.7 三维阳离子骨架材料 |
| 1.5 本论文的选题目的与意义 |
| 1.6 本论文取得的主要成果 |
| 参考文献 |
| 第二章 阳离子骨架硼铝酸盐吸附水体Cr(VI)性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 BAC(10)合成 |
| 2.2.3 BAC(10)热稳定性实验 |
| 2.2.4 BAC(10)记忆效应实验 |
| 2.2.5 BAC(10)水解稳定性实验 |
| 2.2.6 Cr(VI)吸附性能研究 |
| 2.2.7 吸附机制研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 BAC(10)结构表征与分析 |
| 2.3.2 pH值对Cr(VI)吸附影响 |
| 2.3.3 吸附动力学 |
| 2.3.4 吸附等温线 |
| 2.3.5 对Cr(VI)选择性 |
| 2.3.6 深度脱除性能 |
| 2.3.7 对其他含氧酸根阴离子吸附性能 |
| 2.3.8 再生性能 |
| 2.3.9 BAC(10)对Cr(VI)吸附机制研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 阳离子骨架层状羟基氧化铝吸附水体Cr(VI)性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 JU-111及其他对比样品合成 |
| 3.2.3 JU-111的晶体结构解析 |
| 3.2.4 JU-111热稳定性实验 |
| 3.2.5 JU-111水解稳定性实验 |
| 3.2.6 Cr(VI)吸附性能考察 |
| 3.2.7 吸附机制研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 结构表征与分析 |
| 3.3.2 JU-111结构解析 |
| 3.3.3 JU-111热稳定性和水解稳定性 |
| 3.3.4 p H值对Cr(VI)吸附影响 |
| 3.3.5 吸附动力学 |
| 3.3.6 吸附等温线 |
| 3.3.7 对Cr(VI)的选择性 |
| 3.3.8 深度脱除性能 |
| 3.3.9 对其他含氧酸根阴离子吸附性能 |
| 3.3.10 JU-111对Cr(VI)吸附机制研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 高温焙烧水铝钙石制备七铝酸十二钙及其吸附ReO_4~-/TcO_4~-性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 水铝钙石及其他对比样品合成 |
| 4.2.3 不同温度焙烧衍生材料制备 |
| 4.2.4 ReO_4~-吸附性能考察 |
| 4.2.5 吸附机制研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Ca-Al-LDH及其不同温度焙烧衍生材料表征与分析 |
| 4.3.2 对ReO_4~-吸附性能 |
| 4.3.3 吸附机制研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 结论与展望 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间取得的成果 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（8）纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 饮用水重金属污染 |
| 1.1.1 重金属污染现状 |
| 1.1.2 铅污染的来源及危害 |
| 1.1.3 铬污染的来源及危害 |
| 1.2 重金属的去除技术 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 膜分离法 |
| 1.2.3 电化学处理法 |
| 1.2.4 生物处理法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 离子交换树脂处理重金属的研究进展 |
| 1.3.1 离子交换树脂的性质 |
| 1.3.2 离子交换树脂的分类 |
| 1.3.3 离子交换树脂的应用 |
| 1.3.4 离子交换树脂的改性 |
| 1.4 本课题的研究背景及内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 纳米羟基铁改性阳离子交换树脂的制备及其对Pb(II)的去除 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 改性树脂的制备 |
| 2.3.2 静态吸附实验 |
| 2.3.3 动态穿透吸附实验 |
| 2.3.4 分析方法 |
| 2.3.5 数据处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 固相分析 |
| 2.4.2 体系对比 |
| 2.4.3 溶液初始pH值的影响 |
| 2.4.4 初始Pb(II)浓度对吸附过程的影响 |
| 2.4.5 共存阳离子的影响 |
| 2.4.6 脱附与再生 |
| 2.4.7 吸附机理初探 |
| 2.4.8 固定床吸附试验 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 纳米羟基铁改性阴离子树脂的制备及其对Cr(VI)的去除 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 改性树脂的制备 |
| 3.3.2 静态吸附实验 |
| 3.3.3 动态穿透吸附实验 |
| 3.3.4 分析方法 |
| 3.3.5 数据处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 固相分析 |
| 3.4.2 体系对比 |
| 3.4.3 溶液初始pH值的影响 |
| 3.4.4 初始Cr(VI)浓度对吸附过程的影响 |
| 3.4.5 共存阴离子的影响 |
| 3.4.6 脱附与再生 |
| 3.4.7 吸附机理初探 |
| 3.4.8 固定床吸附实验 |
| 3.5 本章小节 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 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 |
（10）基体分离-ICP-MS测定锆合金等三种材料中痕量杂质元素的方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 锆及锆合金中杂质元素含量的测定 |
| 1.3 镍基高温合金中Cd等杂质元素含量的测定 |
| 1.3.1 辉光放电质谱 |
| 1.3.2 电感耦合等离子体质谱 |
| 1.3.3 相关标准 |
| 1.4 高纯钼中杂质元素含量的测定 |
| 1.5 本文的研究目的及意义 |
| 2 锆合金中Cd等杂质元素含量的测定 |
| 2.1 沉淀分离法 |
| 2.1.1 实验部分 |
| 2.1.2 结果与讨论 |
| 2.1.3 小结 |
| 2.2 离子交换法 |
| 2.2.1 实验部分 |
| 2.2.2 结果与讨论 |
| 2.2.3 小结 |
| 3 镍基高温合金中Cd等杂质元素含量的测定 |
| 3.1 沉淀分离法 |
| 3.1.1 实验部分 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.1.3 小结 |
| 3.2 离子交换法 |
| 3.2.1 实验部分 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.2.3 小结 |
| 4 乙酸铅沉淀分离-ICP-MS测定高纯钼中Cd等杂质元素 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 主要仪器及工作参数 |
| 4.1.2 主要材料与试剂 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 工作曲线的绘制 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 沉淀剂的用量 |
| 4.2.2 乙酸-乙酸铵缓冲溶液的用量 |
| 4.2.3 检测同位素和内标元素的选择 |
| 4.2.4 方法检出限和定量限 |
| 4.2.5 方法精密度和加标回收率 |
| 4.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
四、离子交换树脂吸附Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的研究（论文参考文献）
- [1]三聚氯氰交联的多胺型水处理剂的制备及其应用研究[D]. 何婷婷. 大连理工大学, 2021(01)
- [2]氨基功能化重金属吸附材料的构建及其脱除茶多酚中重金属的研究[D]. 黄鑫. 江南大学, 2021(01)
- [3]基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究[D]. 孟详东. 浙江大学, 2021
- [4]PET醇解产物中痕量金属杂质的脱除研究[D]. 张旗. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2021(01)
- [5]新型锆基纳米复合材料的制备及其重金属深度净化特性[D]. 郁佳程. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [6]LIBS快速测量土壤元素的影响因素及方法研究[D]. 付兴兰. 西南大学, 2020
- [7]新型无机阳离子骨架材料的合成与含氧酸根污染物吸附性能研究[D]. 白璞. 吉林大学, 2020(01)
- [8]纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除[D]. 王思巧. 华南理工大学, 2020(02)
- [9]铁酸锰改性水热炭对模拟废水中镉和铅的吸附研究[D]. 李永杰. 湖南农业大学, 2020
- [10]基体分离-ICP-MS测定锆合金等三种材料中痕量杂质元素的方法研究[D]. 张亮亮. 北京有色金属研究总院, 2020(08)