一、内扩散法制备离子交换树脂复合银电极材料（论文文献综述）
林育玲[1]（2021）在《熔盐电解法制备MoS2以及金属氧化物@MoS2对铀的高效富集及机理研究》文中认为本文通过熔盐电解法法制备片状和花瓣状MoS2,以及进一步制备Mn2O3@MoS2、Fe3O4@MoS2复合材料。主要研究了MoS2、Mn2O3@MoS2和Fe3O4@MoS2吸附剂的晶型结构、微观形貌、表面电位、铀酰离子的吸附性能、多离子选择性吸附以及可再生性能。当pH值在3.0～6.0时,纳米片和纳米花MoS2的吸附量随着pH值的增加而增加。pH值为6.0时,纳米片和纳米花MoS2的最大吸附量分别为45.7 mg·g-1和37.1mg·g-1。吸附等温线符合Langmuir模型,吸附动力学数据符合准二级动力学模型,表明铀酰离子在MoS2上的吸附本质上是一个单层化学吸附过程。热力学数据表明该吸附过程是自发的吸热过程。实验和理论研究表明,吸附主要是由U 4f电子与S 2s电子的键合引起的,与S 2p离子相比,Mo 3d对铀酰离子的化学吸附能力更强,为二硫化钼作为吸附材料的进一步探索奠定了实验和理论基础。Mn2O3@MoS2和Fe3O4@MoS2复合材料的表征结果表明,Mn2O3@MoS2和Fe3O4@MoS2仍呈现MoS2原本的晶体结构。同时,控制pH、时间、温度、浓度等吸附实验条件,探究其吸附效果。结果表明该吸附过程为自发吸热,吸附为单分子层吸附,且化学吸附占主导。同时得出,Mn2O3@MoS2和Fe3O4@MoS2复合材料吸附铀的最佳pH值均为5.5,Mn2O3@MoS2吸附铀的平衡时间为90 min,最大理论单层吸附量147.38 mg·g-1,Fe3O4@MoS2复合材料吸附铀的平衡时间为240 min,最大理论单层吸附量151.65 mg·g-1。复合材料对铀的吸附性能优于二硫化钼,在晶体结构上比Mn2O3和Fe3O4更具有优势。采用1 mol/L Na2CO3溶液能有效洗脱吸附剂表面上的铀,经过重复使用之后,Mn2O3@MoS2复合材料对U（VI）的吸附量仅下降了15.24%。在含有Ce3+、Cu2+、Mn2+、Ni2+、Pb2+、UO22+和Zn2+多种离子存在的情况下,Mn2O3@MoS2复合材料显现出对U（Ⅵ）优越的选择性。Fe3O4@MoS2复合材料对U（VI）的吸附量仅下降了18.85%。在含有Ce3+、Cu2+、Mn2+、Ni2+、Pb2+、UO22+和Zn2+多种离子存在的情况下,Fe3O4@MoS2复合材料显现出对U（Ⅵ）优越的选择性。本文探究了Mn2O3@MoS2、Fe3O4@MoS2复合材料对铀吸附能的研究,研究结果表明,复合材料的化学性质稳定,且有效提升了MoS2去除水溶液中U（VI）的性能,为二硫化钼及其复合材料作为吸附材料的进一步探索奠定了实验和理论基础。
王旭[2]（2021）在《中空多孔AgO微球的制备及其杀菌性能研究》文中研究指明AgO具有极强的杀菌能力、抗菌广谱性、理想的禁带宽度和高的电池比容量,在饮用水净化、耐药细菌杀灭、光催化和电池等领域具有潜在的应用前景。但是,目前制备的AgO主要是棒状、片状、圆形等零维、一维或二维纳米颗粒,存在比表面积较小、颗粒易团聚、反应位点聚集等问题,导致其杀菌活性和光催化性能等性能降低。将材料制成中空多孔结构有望解决上述问题。因此,本文以价格低廉、结构稳定、易于通过碱浸泡去除的气相SiO2纳米球作为模板,结合强静电吸附和化学氧化制备中空多孔AgO微球。利用SEM、TEM、XRD、AgO含量测试、BET等方法研究银氨溶液pH值和浓度、NaOH浸泡时间和浓度等因素对材料形貌、颗粒尺寸、粒径分布、孔结构和比表面积等的影响。采用烧瓶振荡法和平板计数法研究中空多孔微球AgO含量和孔结构等对其杀菌活性的影响,研究结果表明:以气相SiO2纳米球为模板,借助[Ag（NH3）2]+和SiO2纳米球间的强静电吸附作用在SiO2纳米球表面包覆了[Ag（NH3）2]+,再利用NaCl除去NH3,然后通过化学氧化和NaOH浸泡除模板成功制备出具有更高比表面积和增强杀菌活性的中空多孔AgO微球。银氨溶液的pH值影响气相SiO2纳米球在银氨溶液中的分散性以及[Ag（NH3）2]+在SiO2上的吸附量和吸附紧密程度,进而影响中空多孔微球的结构和AgO含量。随着银氨溶液pH值增大,中空多孔微球的尺寸减小、粒径分布变窄且逐渐变得疏松多孔,出现中空结构且壳层厚度减少。此外,银氨溶液pH增大使中空多孔微球的AgO含量、比表面积和杀菌效果先增大后减小,其中pH值为6时AgO含量最高（79.98%）,而pH值为8时,比表而积最大（28.653 m2/g）,杀菌性能最强,杀菌率达到99.729%。银氨溶液浓度主要通过控制[Ag（NH3）2]+的吸附量来影响中空多孔微球的尺寸、孔结构和壳层厚度。随着银氨溶液浓度增加,中空多孔AgO微球尺寸变大,壳层逐渐变得致密,壳层厚度增加;银氨溶液浓度增大后,中空多孔微球的AgO含量先增大后减小;而比表面积下降,在0.15 mol/L时最大,为29.602 m2/g,此时杀菌效果最好。NaOH浸泡可以去除SiO2核,获得中空多孔结构。浸泡时间越长,SiO2去除越完全,中空多孔微球壳层变得疏松多孔,壳层厚度减小,使得AgO微球的比表面积和AgO含量得到提高,进而提高AgO的杀菌活性。但浸泡时间过长,中空多孔结构易坍塌,使得AgO微球的比表面积降低,从而使杀菌活性减弱;NaOH浸泡时间为16h时,此时中空多孔AgO微球的比表面积为24.496 m2/g,AgO的含量为71.40%,杀菌率为99.600%。增加NaOH浓度也可使中空多孔结构变得疏松、壳层厚度降低且AgO含量增大。当NaOH浓度为3.0 mol/L时,中空多孔微球获得最佳的结构和性能,此时AgO含量为85.49%、比表面积为38.173 m2/g、杀菌率为99.956%。
陈建军[3]（2021）在《含盐羟基乙酸溶液色谱分离纯化技术基础研究》文中研究说明羟基乙酸（GA）是一种重要的有机酸,在化学清洗、日用化学品、有机合成等领域应用广泛。工业上多采用化学合成法生产GA,获得的GA溶液中通常含有无机盐、有机副产物等物质,需要后续分离纯化。传统分离GA的方法还存在能耗大、分离工序多等不足,色谱法在一定程度上可以克服上述缺点,但是色谱分离GA的研究不够充分,探索GA的制备级分离依然任重道远。本文主要研究了配位体交换树脂色谱分离GA和Na Cl的过程,建立色谱模型并用于模拟移动床（SMB）的设计和操作参数优化,主要工作和结论如下:首先,通过静态吸附实验和固定床脉冲实验比较了不同配位体交换树脂的分离性能,并从热力学和动力学两个方面研究了性能较佳树脂对GA和Na Cl的吸附特征。结果表明,磺酸基团、负载Ca2+、凝胶型孔隙和粒径小有利于分离,确定了UBK555-Ca2+为较佳的分离介质;双组分M-Langmuir模型能较为合理地描述UBK555-Ca2+树脂吸附GA和Na Cl的特征;△H<0、△S<0和△G<0,UBK555-Ca2+分离GA和Na Cl具有可行性;树脂吸附GA和Na Cl的过程符合准二级动力学模型,GA的传质主要由液膜扩散步骤控制,Na Cl的传质受到液膜扩散和颗粒内扩散的共同影响。其次,通过单柱实验获取了不同色谱条件下的穿透曲线和洗脱曲线,并对色谱分离过程进行了数学建模研究。结果表明,传质扩散模型（TD模型）的适用性较高,使用经验公式法确定轴向扩散系数和色谱模型拟合法确定总传质系数时,TD模型对穿透曲线和洗脱曲线的拟合效果较好,利用拟合洗脱曲线的方法建立了总传质系数与色谱操作条件的关系,之后TD模型可以较好地预测不同柱长或不同进料液体积下的洗脱曲线,验证了色谱模型和模型参数的准确性。最后,进行了SMB分离GA和Na Cl的模拟和实验。基于单柱的TD模型建立了SMB模型,通过模拟计算发现,三区2-2-2的配置、Ⅰ区流量比为1.156、切换时间为7.5 min有利于提高分离效果和产率,操作点不宜在分离区的边界处选取;选用优化后的操作条件进行SMB分离实验,最终GA的纯度和回收率分别为95.75%、92.92%,与优化前相比更接近于模拟的分离效果。
马岚[4]（2021）在《电容去离子技术用于电厂循环冷却排污水脱盐实验研究》文中进行了进一步梳理我国经济的可持续发展一直受到水资源短缺的困扰,节约水资源是解决水资源短缺的重要出路。2015年,国家出台了《水污染防治行动计划》,强化对各类污水的治理力度和排放标准,更是将水资源保护上升到了国家战略层面。目前,电力行业占总工业用耗水量的20%,其中循环冷却水系统补给水占其总用水量的50%～80%,减少该系统的补水量和排污量成为电厂废水节水减排的首要问题。与此同时,电容去离子技术（CDI）凭借节能高效、不易结垢、无二次污染等优点,在废水处理领域日益引起业界关注。因此,本论文对于CDI脱盐过程中的关键科学和技术问题开展深入的实验与机理研究,为该技术在电厂循环冷却排污水的回用工程应用方面提供基础数据与理论指导。本文通过自主设计的板式活性炭纤维（ACF）电极的CDI装置开展了不同条件下的脱盐实验研究。对浓度、流速和电压对盐分吸附速率及系统脱盐率的影响进行了研究。利用单因素与正交试验相结合的方法,确定了本系统最佳运行工况为:流速40ml/min;电压1.5V。在最佳实验条件下对实际循环冷却排污水进行脱盐实验,探究实际脱盐效果及主要离子的去除情况。得到CDI系统最大脱盐率为75.63%,平均脱盐率为60.66%;Ca2+平均去除率为50.1%;Mg2+的平均去除率为48.5%;SO42-的平均去除率可达51.21%;Cl-的平均去除率可达69.99%。实验结果表明CDI对电厂实际循环冷却排污水具有良好的处理效果。利用模拟的实际循环冷却排污水的多组分混盐溶液进行脱盐实验,探究不同条件下对结垢离子（Ca2+、Mg2+）和腐蚀性离子（Cl-、SO42-）吸附规律。实验结果表明:ACF电极材料对于目标离子的吸附是由离子电荷、水合半径和初始浓度共同决定。初始浓度和外加电压的提高可以进一步提高电极材料对离子的吸附性能。在不同溶液中对ACF电极材料进行电化学性能测试实验,研究了不同因素对ACF的电容性的影响。循环伏安实验表明,ACF电极材料中有很大比例的微孔存在电双层重叠。在相同浓度的条件下,水化半径较小的离子,双电层电容值较大。电化学阻抗谱的拟合结果表明,电解质溶液浓度增加,溶液内阻Rs减小,2价离子较1价离子双电层比电容值更大,相应的扩散边界层电阻RDBL增加,内扩散阻力增加,ACF对于水合半径小的2价离子的选择吸附性更强。通过等温吸附模型和动力学模型分析了 CDI脱盐过程的吸附与传质机理。等温吸附模型结果表明,增大电压和初始浓度可以提高电吸附容量,吸附过程更适用于Langmuir吸附等温模型来描述。动力学研究表明:电压是影响离子吸附速率的主要因素;电压低于0.8V时,适用于准二级动力学方程,电压高于0.8V适用于准一级动力学模型。通过weber-morris内扩散模型拟合结果得出,内扩散过程为离子吸附速率主要速率控制步骤。基于此,以修正道南模型和多孔电极理论为基础,建立了简化的循环式CDI系统的动力学模型,揭示了多孔电极内离子传输和电荷转移的过程,得到了脱盐过程中溶液盐浓度的预测模型公式,通过对实验数据的拟合,验证了模型的可靠性和准确性。利用COMSOLMultiphysicstip 5.5仿真软件,建立了实现电迁移,离子吸附及流动传输三者的多物理场耦合计算二维仿真模型。分析了恒压状态下,CDI内部时间和空间维度上浓度分布情况,以及电压、流速等设定参数对多孔电极材料内部离子吸附的影响。研究发现对于CDI多孔电极材料,离子吸附过程主要包括初期离子的快速扩散传输过程,以及后期微孔双电层对离子缓慢的内扩散去除。与离子的电迁移相比,离子的扩散传输是脱盐速率提升的主要因素。循环式动力学模型仿真结果和实验数据结果具有良好的一致性,这种仿真方式可以实现CDI中盐离子多物理场动力学行为（离子吸附与电迁移）的分析与预测,从而为CDI多孔电极材料的选择和内部装置结构优化设计提供依据。论文在ACF电极材料离子吸附规律,CDI传质机理及二维仿真模型分析等方面取得了阶段性研究成果。对CDI电极材料和内部结构的优化具有一定的参考价值,为今后CDI在电厂循环冷却排污水的工业应用提供理论支持。
陈蓝艳[5]（2021）在《钒浸出液分离纯化制备二氧化钒粉体》文中研究表明二氧化钒（VO2）在68℃发生相变,并伴随着物理化学性质的突变,因此广泛应用于智能窗、光电开关、超级电容器等多个领域。但由于钒价态众多,制备纯相VO2较为困难。当前,石煤提钒制备高纯五氧化二钒（V2O5）工艺已日渐成熟,但是石煤提钒制备低价态钒氧化物少有报道。本文以湘西石煤钒矿为原料,通过酸性浸出、分离富集、氧化还原制备VO2粉体,提供一种用石煤钒矿直接制备VO2的工艺方法,为VO2粉体的制备提供新途径。以湘西石煤钒矿为原料,加入助浸剂二氧化锰（Mn O2）,考察助浸剂用量、浸出时间、浸出温度、液固比、硫酸体积分数对浸出率的影响。实验结果表明:石煤钒矿中钒品位为1.20%,在Mn O2用量2%、浸出时间10 h、浸出温度90℃、液固比1:1、硫酸体积分数25%条件下进行浸出,钒浸出率为93.20%。采用离子交换树脂对模拟体系钒溶液进行吸附和解吸,考察树脂类型、吸附p H值、吸附温度、流速对吸附效果的影响;考察解吸剂种类和流速对解吸率的影响。在最佳条件下,对含钒浸出液进行实际体系的吸附与解吸。实验结果表明,SQD 816-3*树脂对钒吸附效果最佳。在最优条件下,实际体系最大静、动态吸附量分别为255.0 mg/g、196.6 mg/g;静、动态解吸率分别为90.48%、91.15%。实验吸附模型和动力学研究表明,SQD 816-3*树脂吸附过程符合Langmuir等温吸附模型,控制步骤为颗粒内扩散和化学反应联合控制,反应级数为拟二级反应过程。钒浸出液通过离子交换树脂吸附与解吸,可达到令人满意的分离纯化效果。以硫粉为还原剂,分别以高纯V2O5和钒洗脱液为钒源,采用水热法制备VO2粉体。以V2O5为钒源时,最佳反应条件为:反应p H=6,n（S）:n（V2O5）=0.7:1,反应时间32 h,反应温度210℃,钒溶液浓度为10 g/L;氩气气氛下650℃煅烧3 h,得到的VO2纯度为97.40%;而以钒洗脱液为原料时,得到的VO2纯度为95.40%。此方法的优势在于还原剂价格廉价易得,工艺简单,具有一定的经济效益。以铁粉为还原剂,分别以高纯V2O5和钒洗脱液为钒源,采用化学沉淀法制备VO2粉体。探讨了V2O5为钒源时,不同的沉钒p H值、还原温度、还原时间、还原剂用量、沉钒温度和沉钒时间对VO2纯度的影响。以高纯V2O5和钒洗脱液为钒源得到VO2纯度分别为98.32%和97.01%。采用DSC分析其相变温度分别为68.82℃、63.67℃,受尺寸效应和纯度影响,钒洗脱液为钒源制备VO2的相变温度低于理论值68℃。XRD、SEM等表征表明所得产品组分单一、纯度较高。
宋志莲[6]（2021）在《铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳复合吸附剂对水中As（Ⅲ）的吸附性能及机理》文中进行了进一步梳理砷污染事件频繁发生,探究高效、合理的砷污染处理技术逐渐成为研究热点。吸附法由于具有简单易行、高效且成本低等优点,成为处理砷污染最常用的技术。铁锰氧化物（FMBO）作为一种高效除砷吸附剂在砷污染修复中得到广泛应用,但FMBO颗粒小难分离、易团聚等缺陷限制了其在实际工程中的应用,本文采用比表面积大、具有丰富孔隙结构的煅烧牡蛎壳（OS）作为FMBO的载体,通过水热共沉淀法制备了铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳（FMBO/OS）吸附剂,用于吸附水中的As（Ⅲ）。本文从吸附容量、循环再生性、材料稳定性等方面评价了FMBO/OS吸附剂的性能,考察了合成配比、初始溶液pH、竞争性离子等因素对其除砷效果的影响,并对其除砷机理进行探讨。采用多种表征方法对FMBO/OS吸附剂的形貌结构、化学组成等进行分析,发现铁、锰氧化物分别以Fe2O3、Fe OOH,及Mn O2、Mn OOH的形态负载于牡蛎壳表面上,FMBO在载体上具有良好的分散性,为As（Ⅲ）的吸附奠定了良好的基础。通过吸附剂合成配比的优化实验发现,FMBO负载率为50%,Fe:Mn摩尔比为3:1的FMBO/OS对As（Ⅲ）的吸附效果最好,吸附量能达到FMBO的两倍。FMBO/OS吸附剂对As（Ⅲ）的吸附效率在前3 h内迅速增加,随后逐渐减缓并于12 h后趋于稳定,24 h内达到吸附平衡,去除率可达95%（As（Ⅲ）溶液初始浓度C0=10 mg/L,pH=5.0,25°C）,该吸附过程符合拟二级动力学模型及Freundlich等温吸附模型,表明吸附过程中发生了化学吸附,且吸附为放热过程。FMBO/OS对As（Ⅲ）的去除有较大的pH依赖性,在pH=5.0时吸附效果最好。此外,该吸附剂具有良好的选择性及重复利用性。分析吸附As（Ⅲ）前后FMBO/OS中Fe/Mn元素价态、形态及官能团、组成成分的变化发现,该吸附剂对As（Ⅲ）的去除是FMBO吸附和氧化共同作用的结果。此外,煅烧后的多孔牡蛎壳作为载体,不仅有效抑制了FMBO的团聚,还能与氧化过程中产生的As（V）反应生成砷酸钙沉淀,进一步提升了吸附剂的除砷效率。在此基础上,为了进一步提升吸附剂的粒径大小及材料稳定性,利用海藻酸钠水凝胶对FMBO/OS吸附剂进行包封,增大粒径的同时,还有效减少了吸附剂的活性损失,锰离子的浸出率分别从9.1%、7.7%、13%降低至2.5%、2.6%、2.2%（C0=10/100/150 mg/L,t=24 h）,FMBO/OS的化学稳定性得以提高。这项工作为合成高效、绿色的除砷吸附剂提供了新的思路。同时,为废弃牡蛎壳的再利用提供了参考。
泰舒芸[7]（2021）在《过渡金属氧化物/碳复合材料的制备及去除水中有机污染物的研究》文中进行了进一步梳理随着自然资源直接或间接被污染,水质恶化和清洁水资源无法供应是全世界面临的紧迫挑战,因此研发高效环保、低能耗的处理技术迫在眉睫。吸附法成本较低、易于操作、去除效率高、环境友好,是有机污染物去除常用的处理方法之一,提高催化材料的吸附性能可以富集污染物以便后续降解。过渡金属Fe、Co、Ni其合金及氧化物具有磁性、比表面积大、反应快速以及良好再生性能被用作新型吸附剂,将其负载固定在碳质材料上,可有效解决纳米颗粒易团聚、难以回收的问题,提高材料吸附性能。二氧化钛是最常见的半导体材料,因其成本低、无毒、化学稳定性好、耐光腐蚀被用于废水处理的电极材料,将其与碳材料复合固定后,易于吸附分离降解,抑制光电催化过程电子和空穴复合,提高催化效率,还可以循环使用。研究制备了碳材料复合的过渡金属氧化物,固定粉末提高材料吸附性能,具体结论如下:本论文为有效防止Fe、Co、Ni氧化物团聚,采用溶剂热法将金属氧化物前驱体负载在具有多孔网状结构的花粉碳上,在不同温度条件下退火生成金属氧化物和生物碳的复合材料。XRD图谱表明生成的金属氧化物为γ-Fe2O3、CoO、NiO以及少量的金属单质,随着温度的升高样品晶型更完整。在20mg/L甲基橙吸附实验中,500℃条件下的CoO@C吸附量达到19.32 mg/g,去除率为96.61%,因此选择CoO@C复合体系进行吸附相关模型拟合分析,符合二级反应动力学模型（R2:0.9683-0.9964）、粒子内扩散模型和Freundlich吸附等温线模型,表明该吸附过程是物理作用和化学作用的共同结果,判断是以静电作用为主的吸附过程。改变反应pH吸附去除环丙沙星效率在80%左右,受到影响不大,判断静电引力参与作用但不是主要机制。通过外加磁场回收,去离子水和甲醇洗脱后,循环使用三次效率仍维持在80%以上。本论文为防止TiO2纳米颗粒电子空穴复合过快,采用溶剂热-浸渍法以导电碳毡为基底合成了易于回收重用的TiO2-ACF复合电极。改变溶剂热反应时间,钛酸异丙酯（TTIP）和十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）的添加量探究二氧化钛颗粒合成最适条件。XRD、SEM、EDS等表征结果表明合成的TiO2颗粒呈现锐钛矿晶型,无明显杂峰,具有较高的结晶度,当添加的TTIP:CTAB剂量比例为1:1时,在150 ℃条件下水热反应20 h后合成的TiO2颗粒大小在12.84 nm左右,分布均匀,无明显团簇,扫描碳毡上断层发现二氧化钛颗粒具有一定的厚度包覆在碳毡纤维上。以亚甲基蓝为目标污染物,改变光电催化外加电压大小,在模拟太阳光外加0.8 v电压条件下,亚甲基蓝去除效率可以达到95%以上,循环三次后仍保持在90%以上。选择邻苯二甲酸二甲酯有机污染物作为模拟化合物,在0.8 v光电协同作用下反应2 h最大降解效率为85%。
王亮[8]（2021）在《聚吡咯基磁性复合材料的制备及对Cr（Ⅵ）的吸附研究》文中研究表明六价铬Cr（Ⅵ）是一种污水中常见的重金属离子,对生物具有极强的致癌致畸性,因此,处理水中的Cr（Ⅵ）是十分必要的。聚吡咯（PPy）具有良好的离子交换、氧化还原和环境稳定性,被认为是理想的吸附材料,但是在合成时PPy极易发生团聚,无法充分发挥其吸附性能,并且吸附完成后不便于回收处理。因此,将PPy与其他材料复合,并引入磁性粒子,制得聚吡咯基磁性复合材料,该材料能够增大PPy的分散性,进而提升其吸附性能,并且能在外加磁场下快速回收,该研究具有较高学术价值和应用意义。本文通过乳液聚合制备出单分散乳液球（MLS）,在MLS表面共沉淀负载Fe3O4,制备出磁性乳液球（Fe3O4/MLS）,再由Stober法制备出磁性二氧化硅微球（SiO2/Fe3O4/MLS）。将Fe3O4/MLS和SiO2/Fe3O4/MLS作为载体,引入吡咯（Py）和间苯二胺（mPD）,通过化学氧化和共聚改性,制得聚吡咯磁性乳液球（PPy/Fe3O4/MLS）、聚吡咯磁性二氧化硅微球（PPy/SiO2/Fe3O4/MLS）和间苯二胺改性聚吡咯磁性乳液球（PPy-mPD/Fe3O4/MLS）,将三种功能复合材料用于Cr（Ⅵ）的去除,并对其吸附机理进行研究。主要研究工作如下:1.将PPy/Fe3O4/MLS作为吸附材料,对Cr（Ⅵ）进行吸附研究。分析了Fe3O4和MLS比例对材料分散性的影响,发现其比例在5:5时,能兼顾材料的分散性和磁性;探究了pH值、Py含量和循环吸附次数等因素对Cr（Ⅵ）吸附性能的影响。结果表明,在pH=2,且Py含量为50 wt%时,材料的吸附性能最佳,在298 K,最大吸附容量为305.81 mg/g,五次循环吸附实验后,材料磁性降低了约25%,在前三次实验中,对Cr（Ⅵ）的去除率均在99%以上。2.在PPy/SiO2/Fe3O4/MLS吸附Cr（Ⅵ）的研究中,分析了正硅酸乙酯（TEOS）含量对材料分散性的影响,发现其含量为60 wt%时,能兼顾材料的分散性和磁性;探究了pH值、Py含量和循环吸附次数等因素对Cr（Ⅵ）吸附性能的影响。在pH=2,Py含量为50 wt%时,材料的吸附性能最佳,在298 K,最大吸附容量为301.20 mg/g。在五次循环吸附实验后,材料磁性仅降低了9.2%,前三次实验中,对Cr（Ⅵ）的去除率均保持在99%以上。3.通过引入mPD与Py共聚改性,制得PPy-mPD/Fe3O4/MLS。研究Py与mPD比例、Py与mPD两配体占复合材料质量比等对Cr（Ⅵ）吸附性能的影响。发现Py与mPD比例为5:5,Py与mPD的质量百分比为50 wt%时,材料的吸附性能最佳,在pH=2,298 K时,其最大吸附容量提升至429.18 mg/g,与PPy/Fe3O4/MLS相比,提升了约34%。4.三种功能复合材料的吸附过程均符合准二级动力学和Langmuir等温模型,表明材料主要进行化学吸附,并且为单层吸附,吸附热力学表明吸附过程为自发进行。EDS和XPS证明材料通过静电作用、离子交换、氧化还原和鳌合等方式去除Cr（Ⅵ）。
刘龙飞[9]（2021）在《强化碳气凝胶电极去除水体和土壤中全氟辛酸的研究》文中研究表明多氟和全氟化合物（PFASs）具有优异的疏水疏油性、表面活性、热稳定性等理化性质,被广泛地应用到消防、航空航天、电子制造、纺织和食品加工等众多行业中,同时PFASs的大量使用和不合理的处理导致其被排放到环境中。作为最稳定的PFASs之一——全氟辛酸（PFOA）进入环境后几乎不能被自然降解,导致其在环境中的浓度越来越高,对环境和生物健康造成持久性危害,因此环境中PFOA的去除问题亟待解决。目前去除环境中PFOA的方法比较多,例如光/化学催化降解、热处理等。但是这些方法的操作比较复杂,需要苛刻的反应条件。因此本研究选取了操作简单、绿色环保的电修复法用于去除环境中的PFOA。由于土壤成分的多变性和复杂性,直接研究污染土壤的电修复过程比较困难,因此首先研究了改性碳气凝胶（CAs）电极对水体中PFOA的吸附/电吸附过程,明确CAs对水体中的PFOA的吸附/电吸附机制;然后基于水体环境中的研究过程和结论,确定PFOA污染土壤的电修复过程、影响因素及电修复机制。研究结论如下:（1）利用微气泡模板法制备了还原态氧化石墨烯气凝胶（rGA）、氟元素掺杂的rGA（F-rGA）、铜纳米颗粒负载的rGA（Cu-rGA）和氟元素与铜纳米颗粒共同改性的rGA（Cu/F-rGA）等四种CAs,使用比表面积测定系统、SEM、XRD、XPS、FTIR等技术对CAs进行表征,结果表明F元素掺杂后rGA的表面积、平均孔容和平均孔径分别由188.92 m2 g–1、1.87 cm3 g–1、3.54 nm提高至203.08 m2 g–1、2.36 cm3 g–1、5.68 nm,而铜纳米颗粒（Cu NPs）的负载使rGA的表面积和平均孔容分别降低至151.65 m2 g–1（Cu-rGA）/133.49 m2 g–1（Cu/F-rGA）和1.38 cm3 g–1（Cu-rGA）/1.19 cm3 g–1（Cu/F-rGA）,但是平均孔径增大至4.62 nm（Cu-rGA）/4.87 nm（Cu/F-rGA）。此外,F和Cu NPs的协同作用使Cu/F-rGA的电容由17.75 Fg–1显着提高至47.66 Fg–1。（2）使用批量平衡法研究了溶液中PFOA在CAs上的吸附动力学、等温吸附、吸附-解吸等过程,并筛选出对PFOA吸附量优异的改性碳气凝胶。吸附动力学模型的拟合结果显示PFOA在CAs上的吸附平衡时间约为360 min,吸附速率受孔径、F元素、Cu NPs等多种因素影响;等温吸附结果显示相对于rGA,改性后的CAs能够提高对PFOA的吸附,并且Cu/F-rGA能够显着提高对PFOA的吸附容量,当溶液中PFOA的平衡浓度为2.0 mg L–1时,Cu/F-rGA对PFOA的吸附容量比rGA提高了4.87倍;通过统计学物理模型的分析,当试验温度由20℃升至40℃时,PFOA在Cu/F-rGA吸附位点上的结合数量由0.53上升到1.41,受体位点密度从25.51 mg g–1下降到12.54 mg g–1,总吸附层数从2.51减少到1.63;因此筛选出Cu/F-rGA进行后续的研究。经过10次乙醇的解吸处理,Cu/F-rGA对PFOA仍然保持73.26%的初始吸附容量,确保了Cu/F-rGA的循环利用性能;相对于响应面法（RSM）和人工神经网络（ANN）,自适应神经模糊推理系统（ANFIS）能够更好地模拟并预测不同环境变量（吸附剂使用量、溶液pH值、离子强度、温度）下Cu/F-rGA对水体中PFOA的去除率,且吸附剂使用量对PFOA的去除率具有显着影响。PFOA在Cu/F-rGA上的吸附机制主要有络合反应、疏水作用、F-F相互作用等。（3）研究了Cu/F-rGA电极对水体中PFOA的电吸附动力学、等温电吸附、电吸附-解吸等过程。电吸附动力学结果确定了PFOA在Cu/F-rGA（+0.8 V）上的电吸附平衡时间约为120 min。相对于开路状态（Cu/F-rGA（OC））,Cu/F-rGA（+0.8 V）对PFOA的吸附速率提高了3.88倍;当水体中PFOA的平衡浓度为1.0 mg L–1时,Cu/F-rGA（+0.8V）对PFOA的吸附容量比Cu/F-rGA（OC）提高了105.37%;统计学物理模型分析表明,当电吸附体系温度由20℃升至40℃时,PFOA在Cu/F-rGA（+0.8 V）吸附位点上的结合数量由0.72上升到1.76,受体位点密度从25.84 mg g–1下降到17.06 mg g–1,总吸附层数从2.87减少到1.46;经过10次反向电压（-0.8 V）的解吸处理,Cu/F-rGA电极对PFOA仍然保持75.51%的吸附容量,表明Cu/F-rGA电极具有优异的循环利用性能;相对于RSM和ANN,ANFIS能够更好地模拟和预测不同环境变量（pH值、离子强度、电压强度、腐殖酸浓度）下Cu/F-rGA对水体环境中PFOA的去除率,电压强度和腐殖酸浓度具有显着性影响。PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附机制主要有电场作用、络合反应、疏水作用、F-F相互作用等。（4）PFOA污染土壤的电修复试验结果显示,相对于商业电极（石墨电极、Pt/Ti电极）,Cu/F-rGA电极能够显着提高土壤中PFOA的去除率;经过5天的电修复,Cu/F-rGA可以去除土壤中80.37%～82.31%的PFOA,达到土壤电修复的要求(小于1.00 mg kg–1);随着电压强度的变大,PFOA的去除率也随之升高,最优电压强度为2.0 V cm–1,此时土壤中PFOA的去除率为81.12%～82.08%,能耗为17.18 Wh m–3;通过对比不同浓度的HCl溶液和Na2SO4溶液对电修复的去除率和能耗,确定最优电解质溶液为0.1 mol L–1的Na2SO4,此时土壤中PFOA的去除率为80.31%～83.55%,能耗为19.04 Wh m–3。土壤中PFOA的电修复机制主要有电场作用、电迁移、自由扩散等。综上所述,Cu/F-rGA电极具有优异的孔隙结构和电化学性质,为其吸附/电吸附水体中的PFOA提供了良好的结构基础和吸附位点,也促进了污染土壤的电修复过程。此外,本研究阐明了影响PFOA修复过程中各影响因素的相互关系和相对贡献,明确了水体和土壤中PFOA的去除机制,为将来大规模去除环境中的PFOA提供重要的理论指导意义。
王磊[10]（2021）在《聚吡咯/膨润土复合材料对水中Cr（Ⅵ）及Mo（Ⅵ）的吸附研究》文中研究说明重金属铬（Cr）和钼（Mo）具有较高的生物毒性,研究高效、快速的去除水中Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）的方法,对于修复受污染生态环境,保护人类健康安全具有重要意义。膨润土因其易得性、环境友好和经济性而被作为阳离子吸附材料广泛使用与重金属污染修复。如何提高膨润土对环境介质中阴离子型重金属污染物（Cr2072-和MoO42-）的吸附性能,具有重要科学意义和实际应用价值。本论文利用膨润土的层状结构优势,结合高效的原位聚合技术,在膨润土的层间结构中进行导电聚合物原位聚合。制备出聚吡咯/膨润土复合材料,并对所制备材料的结构和应用进行了详细的研究,为膨润土简单、高效的合成方法和应用性提供了一条新途径。论文的研究结果如下:（1）以膨润土为基体,通过不同掺杂剂调控聚吡咯对膨润土的改性。在膨润土层间通过吡咯的单体原位合成聚吡咯大分子,分别制备了氯离子掺杂的聚吡咯/膨润土复合材料（Cl-PPy/BT）和半胱氨酸掺杂的聚吡咯/膨润土（L-cys-PPy/BT）复合材料。使用FTIR,XRD和SEM-EDX等测试方法对制得的聚吡咯/膨润土复合材料进行表征。实验结果表明:聚吡咯大分子与膨润土成功复合,所得复合材料表面电荷性改变。FTIR和EDS结果表明氯离子和半胱氨酸离子掺杂的聚吡咯成功负载到膨润土表面。XRD结果表明制备的聚吡咯/膨润土复合材料中的粘土片被剥落,证实部分聚吡咯进入膨润土层间。（2）以改性复合材料Cl-PPy/BT为吸附剂,探究Cl-PPy/BT对两种重金属离子Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）的吸附性能,并通过X-射线光电子能谱等分析方法研究Cl-PPy/BT对重金属离子的吸附机制。实验结果表明:Cr（Ⅵ）在Cl-PPy/BT上的吸附依赖pH。Cl-PPy/BT对Cr（Ⅵ）的吸附容量随着pH降低而显着增大,说明酸性条件下更有利于Cr（Ⅵ）的去除。Cl-PPy/BT对Mo（Ⅵ）的吸附容量随着pH升高先增大后减小,在pH=4时达到最好的吸附效果。准二级动力学模型描述Cl-PPy/BT对Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）的吸附符合化学吸附过程特征。Langmuir等温线模型描述了 Cl-PPy/BT对Cr（Ⅵ）的吸附过程,在298K达到最大吸附容量为352.05 mg/g。Cl-PPy/BT对Mo（Ⅵ）的吸附过程符合Freundlic模型。通过对吸附机理的探究可知,Cl-PPy/BT通过-NH-将Cr（Ⅵ）还原为低毒性的Cr（Ⅲ）,此外聚吡咯中Cl-和-NH+可通过离子交换作用和静电吸引作用去除Cr（Ⅵ）。而Cl-PPy/BT利用聚吡咯中的-NH+-和Cl-参与Mo（Ⅵ）的去除过程。（3）以复合材料L-cys-PPy/BT为吸附剂,同时探究L-cys-PPy/BT对两种重金属离子Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）的吸附性能,并通过X-射线光电子能谱等分析方法研究L-cys-PPy/BT对重金属离子的吸附机制。实验结果表明:pH值对于L-cys-PPy/BT吸附Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）过程中占据了重要作用。酸性条件下Cr（Ⅵ）更有利于被L-cys-PPy/BT吸附还原。随着pH值的增大,水溶液中Mo（Ⅵ）存在形态的种类减少,有利于Mo（Ⅵ）的吸附。准二级动力学模型描述L-cys-PPy/BT对Cr（Ⅵ）和Mo（Ⅵ）的吸附符合化学吸附过程特征。L-cys-PPy/BT对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合Freundlic模型。Langmuir等温线模型描述了 L-cys-PPy/BT对Mo（Ⅵ）的吸附过程,在298K达到最大吸附容量为73.44 mg/g。通过对吸附机理的探究可知,L-cys-PPy/BT通过-NH-和-S-S-还原Cr（Ⅵ）为低毒性的Cr（Ⅲ）,此外半胱氨酸中的羧基和氨基可通过螯合与静电吸引作用去除Cr（Ⅵ）。而L-cys-PPy/BT利用羧基、氨基和聚吡咯中的-NH+-参与Mo（Ⅵ）的去除。
二、内扩散法制备离子交换树脂复合银电极材料（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、内扩散法制备离子交换树脂复合银电极材料（论文提纲范文）
（1）熔盐电解法制备MoS2以及金属氧化物@MoS2对铀的高效富集及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 放射性废液的处理方法 |
| 1.3 吸附材料 |
| 1.3.1 无机吸附材料 |
| 1.3.2 有机高分子吸附材料 |
| 1.3.3 复合型吸附材料 |
| 1.4 Mo S2 的简介 |
| 1.5 Mo S2 的制备方法 |
| 1.5.1 机械剥落 |
| 1.5.2 液体剥落 |
| 1.5.3 化学剥落 |
| 1.5.4 电化学剥落 |
| 1.5.5 化学气相沉积法 |
| 1.5.6 水热法 |
| 1.5.7 熔盐电解法 |
| 1.6 Mo S2 的应用 |
| 1.6.1 固态润滑剂 |
| 1.6.2 生物传感器 |
| 1.6.3 超级电容器 |
| 1.6.4 光催化 |
| 1.6.5 电催化析氢 |
| 1.6.6 吸附材料 |
| 1.7 论文的研究意义 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.9 研究的创新点 |
| 第二章 熔盐电解法制备片状与花瓣状二硫化钼 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原材料、仪器与实验 |
| 2.2.1 原材料 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 吸附材料的合成与吸附实验 |
| 2.2.4 理论计算 |
| 2.3 样品的表征 |
| 2.3.1 材料晶体结构分析 |
| 2.3.2 材料微观形貌分析 |
| 2.3.3 BET氮气吸附脱附曲线 |
| 2.3.4 XPS表征 |
| 2.4 pH对吸附量的影响 |
| 2.5 吸附动力学研究 |
| 2.6 吸附等温线 |
| 2.7 吸附热力学 |
| 2.8 吸附机理 |
| 2.9 小结 |
| 第三章 Mn_2O_3@MoS_2的制备及其对铀吸附性能探究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料的制备 |
| 3.2.1 主要药品及仪器 |
| 3.2.2 MoS_2纳米片的制备 |
| 3.2.3 Mn_2O_3@MoS_2纳米材料的制备 |
| 3.3 材料表征 |
| 3.3.1 材料晶体结构分析 |
| 3.3.2 材料微观形貌分析 |
| 3.3.3 XPS分析 |
| 3.3.4 Zeta电位分析 |
| 3.4 溶液初始pH值对吸附性能的影响 |
| 3.5 吸附动力学研究 |
| 3.6 吸附等温线 |
| 3.7 吸附热力学 |
| 3.8 吸附机理 |
| 3.9 选择性吸附探究 |
| 3.10 重复利用性能 |
| 3.10.1 脱附实验 |
| 3.10.2 循环利用性 |
| 3.11 小结 |
| 第四章 Fe_3O_4@MoS_2的制备及其对铀吸附性能探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Fe_3O_4@MoS_2复合材料的制备 |
| 4.2.1 主要药品及仪器 |
| 4.2.2 Fe_3O_4@MoS_2复合材料的制备 |
| 4.3 材料表征 |
| 4.3.1 材料晶体结构分析 |
| 4.3.2 BET氮气吸附脱附曲线 |
| 4.3.3 材料微观形貌分析 |
| 4.3.4 Raman表征分析 |
| 4.3.5 XPS分析 |
| 4.3.6 Zeta电位分析 |
| 4.4 溶液初始p H值对吸附性能的影响 |
| 4.5 吸附动力学研究 |
| 4.6 吸附等温线 |
| 4.7 吸附热力学 |
| 4.8 吸附机理 |
| 4.9 离子选择性 |
| 4.10 重复利用性能 |
| 4.10.1 脱附实验 |
| 4.10.2 循环利用性 |
| 4.11 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（2）中空多孔AgO微球的制备及其杀菌性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 AgO概述 |
| 1.2 AgO纳米材料的制备 |
| 1.3 中空微球分类 |
| 1.3.1 空心中空微球 |
| 1.3.2 核壳中空微球 |
| 1.3.3 多壳层中空球 |
| 1.4 中空多孔微球的制备研究 |
| 1.4.1 无模板法 |
| 1.4.2 软模板法 |
| 1.4.3 硬模板法 |
| 1.5 研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 2 实验及测试方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 片状AgO粉末的制备 |
| 2.3 中空多孔AgO微球的制备 |
| 2.4 性能表征 |
| 2.4.1 AgO含量测试 |
| 2.4.2 BET分析 |
| 2.4.3 XRD测试 |
| 2.4.4 形貌结构分析 |
| 2.4.5 SiO_2吸附Ag~+量测试 |
| 2.4.6 杀菌性能测试 |
| 3 吸附工艺对中空多孔AgO微球制备及杀菌性能的影响 |
| 3.1 气相SiO_2纳米球的表征 |
| 3.1.1 气相SiO_2纳米球的形貌结构 |
| 3.1.2 气相SiO_2纳米球的XRD分析 |
| 3.1.3 气相SiO_2纳米球的比表面积分析 |
| 3.2 片状AgO颗粒的表征 |
| 3.2.1 片状AgO颗粒的形貌结构 |
| 3.2.2 片状AgO颗粒的XRD分析 |
| 3.2.3 片状AgO颗粒的比表面积分析 |
| 3.3 银氨溶液pH值对中空多孔AgO微球结构和杀菌性能的影响 |
| 3.3.1 不同银氨溶液pH值制得中空多孔AgO微球的SEM形貌 |
| 3.3.2 不同银氨溶液pH值制得中空多孔AgO微球的TEM形貌 |
| 3.3.3 不同银氨溶液pH值制得中空多孔AgO微球的XRD分析 |
| 3.3.4 银氨溶液pH值对中空多孔AgO微球中AgO含量的影响 |
| 3.3.5 银氨溶液pH值对中空多孔AgO微球比表面积的影响 |
| 3.3.6 银氨溶液pH值对中空多孔AgO微球杀菌性能的影响 |
| 3.4 银氨溶液浓度对中空多孔AgO微球形貌结构和杀菌性能的影响 |
| 3.4.1 不同银氨溶液浓度制得中空多孔AgO微球的SEM形貌 |
| 3.4.2 不同银氨溶液浓度制得中空多孔AgO微球的TEM形貌 |
| 3.4.3 不同银氨溶液浓度制得中空多孔AgO微球的XRD分析 |
| 3.4.4 银氨溶液浓度对中空多孔AgO微球中AgO含量的影响 |
| 3.4.5 银氨溶液浓度对中空多孔AgO微球比表面积的影响 |
| 3.4.6 银氨溶液浓度对中空多孔AgO微球杀菌性能的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 NaOH浸泡工艺对中空多孔AgO微球制备及杀菌性能的影响 |
| 4.1 NaOH浸泡时间对中空多孔AgO微球结构和杀菌性能的影响 |
| 4.1.1 不同NaOH浸泡时间制得中空多孔AgO微球的SEM形貌 |
| 4.1.2 不同NaOH浸泡时间制得中空多孔AgO微球的TEM形貌 |
| 4.1.3 不同NaOH浸泡时间制得中空多孔AgO微球的XRD分析 |
| 4.1.4 NaOH浸泡时间对中空多孔AgO微球中AgO含量的影响 |
| 4.1.5 NaOH浸泡时间对中空多孔AgO微球比表面积的影响 |
| 4.1.6 NaOH浸泡时间对中空多孔AgO微球杀菌性能的影响 |
| 4.2 NaOH浸泡液浓度对中空多孔AgO微球结构和杀菌性能的影响 |
| 4.2.1 不同浓度NaOH浸泡液制得中空多孔AgO微球的SEM形貌 |
| 4.2.2 不同浓度NaOH浸泡液制得中空多孔AgO微球的TEM形貌 |
| 4.2.3 不同浓度NaOH浸泡液制得中空多孔AgO微球的XRD分析 |
| 4.2.4 NaOH浸泡液浓度对中空多孔AgO微球中AgO含量的影响 |
| 4.2.5 NaOH浸泡液浓度对中空多孔AgO微球比表面积的影响 |
| 4.2.6 NaOH浸泡液浓度对中空多孔AgO微球杀菌性能的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）含盐羟基乙酸溶液色谱分离纯化技术基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 羟基乙酸概述 |
| 1.2.1 理化性质 |
| 1.2.2 应用领域 |
| 1.2.3 生产方法 |
| 1.3 羟基乙酸分离研究进展 |
| 1.3.1 传统分离方法 |
| 1.3.2 新型分离方法 |
| 1.3.3 有机酸的色谱分离方法 |
| 1.3.4 现有分离方法的比较 |
| 1.4 色谱分离技术概述 |
| 1.4.1 固定床分离技术 |
| 1.4.2 模拟移动床分离技术 |
| 1.4.3 色谱模型简介 |
| 1.5 选题意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 配位体交换树脂的分离性能评价及吸附特征研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器及材料 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.2.3 树脂的预处理和转型 |
| 2.2.4 分离性能评价实验 |
| 2.2.5 吸附特征研究实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 分离性能评价 |
| 2.3.2 吸附特征研究 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 色谱模型及模型参数的确定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 色谱模型 |
| 3.2.1 普通速率模型(GR模型) |
| 3.2.2 集总孔扩散模型(POR模型) |
| 3.2.3 传质扩散模型(TD模型) |
| 3.2.4 平衡分散模型(ED模型) |
| 3.2.5 初始条件和边界条件 |
| 3.3 色谱模型参数 |
| 3.3.1 色谱柱参数 |
| 3.3.2 传质速率参数 |
| 3.4 实验部分 |
| 3.4.1 仪器及材料 |
| 3.4.2 实验方法与步骤 |
| 3.4.3 实验条件 |
| 3.4.4 浓度曲线的线形指标 |
| 3.4.5 色谱模型求解与模拟效果评价 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 色谱模型参数的确定 |
| 3.5.2 色谱模型及等温线模型的选择 |
| 3.5.3 模型参数与浓度曲线的关系 |
| 3.5.4 单因素实验 |
| 3.5.5 预测效果评价 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 SMB分离羟基乙酸和氯化钠的过程研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 理论部分 |
| 4.2.1 SMB模型 |
| 4.2.2 SMB分离效果指标 |
| 4.2.3 三角形理论 |
| 4.3 实验部分 |
| 4.3.1 仪器及材料 |
| 4.3.2 SMB装置 |
| 4.3.3 实验方法与步骤 |
| 4.3.4 SMB的运行条件 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 SMB的设计 |
| 4.4.2 流量对SMB分离效果的影响 |
| 4.4.3 SMB分离实验 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 色谱模型有关物理量的注释 |
| 附录2 作者在攻读硕士学位期间的研究成果 |
（4）电容去离子技术用于电厂循环冷却排污水脱盐实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 当前工业水污染控制形势与要求 |
| 1.1.2 电厂废水排放特征与处理技术 |
| 1.1.3 电厂循环冷却水处理现状与存在的问题 |
| 1.2 电容去离子技术 |
| 1.2.1 电容去离子技术的发展历程 |
| 1.2.2 CDI的装置结构 |
| 1.2.3 CDI的应用及研究现状 |
| 1.3 选题思路与研究内容 |
| 1.3.1 选题思路 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 电容去离子理论基础 |
| 2.1 CDI工作原理 |
| 2.2 CDI理论模型 |
| 2.2.1 模型发展概述 |
| 2.2.2 双电层模型 |
| 2.2.3 修正的道南模型 |
| 2.3 CDI的离子吸附 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 等温吸附模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 实验系统与实验方法 |
| 3.1 实验系统 |
| 3.1.1 连续式CDI脱盐实验系统 |
| 3.1.2 循环式CDI脱盐实验系统 |
| 3.1.3 CDI模块结构 |
| 3.2 电极材料的表征方法 |
| 3.2.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 3.2.2 循环伏安法(CV) |
| 3.2.3 比表面积(BET)与孔径分布分析(BJH) |
| 3.2.4 电化学阻抗测试(EIS) |
| 3.3 实验参数定义及计算方法 |
| 3.3.1 脱盐率 |
| 3.3.2 离子去除率 |
| 3.3.3 吸附容量 |
| 3.4 实验材料与化学试剂 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 电容去离子脱盐影响因素实验 |
| 4.1 实验背景 |
| 4.2 单因素实验 |
| 4.2.1 盐浓度对脱盐效果的影响 |
| 4.2.2 流速对脱盐效果的影响 |
| 4.2.3 电压对脱盐效果的影响 |
| 4.2.4 pH对脱盐效果的影响 |
| 4.3 正交试验 |
| 4.4 实际电厂循环冷却排污水脱盐实验 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 电容去离子吸附规律实验研究 |
| 5.1 实验背景 |
| 5.2 ACF表面形态和孔径分析 |
| 5.3 多组分脱盐实验 |
| 5.3.1 实验条件设计 |
| 5.3.2 实验结果分析 |
| 5.4 离子吸附规律实验 |
| 5.4.1 实验条件设计 |
| 5.4.2 实验结果分析 |
| 5.5 ACF电化学性能实验 |
| 5.5.1 实验系统与实验条件 |
| 5.5.2 双电层电容性能分析 |
| 5.5.3 交流阻抗性能分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 电容去离子吸附模型与机理研究 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 CDI吸附模型与机理研究 |
| 6.2.1 Langmuir等温线模型 |
| 6.2.2 Freundlich等温线模型 |
| 6.3 吸附动力学模型与机理研究 |
| 6.3.1 准一阶和准二阶动力学模型 |
| 6.3.2 Weber-Morris动力学模型 |
| 6.4 循环式动力学模型的建立 |
| 6.4.1 传质过程分析 |
| 6.4.2 模型的建立 |
| 6.4.3 模型参数确定与验证 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 电容去离子数值仿真 |
| 7.1 研究背景 |
| 7.2 COMSOL二维模型及参数设置 |
| 7.2.1 几何模型及参数的设置 |
| 7.2.2 控制方程的设定 |
| 7.2.3 边界条件的设置 |
| 7.2.4 网格划分及网格独立性验证 |
| 7.3 仿真结果分析 |
| 7.3.1 流线分布分析 |
| 7.3.2 浓度分布分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）钒浸出液分离纯化制备二氧化钒粉体（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 钒简介 |
| 1.1.1 钒资源概况 |
| 1.1.2 钒性质及用途 |
| 1.1.3 二氧化钒性质及用途 |
| 1.2 石煤提钒主要工艺 |
| 1.2.1 焙烧浸出工艺 |
| 1.2.2 直接浸出工艺 |
| 1.2.3 生物浸出工艺 |
| 1.3 钒浸出液分离纯化方法与现状 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 溶剂萃取法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.4 二氧化钒粉体主要制备方法 |
| 1.4.1 水热法 |
| 1.4.2 化学沉淀法 |
| 1.4.3 热分解法 |
| 1.4.4 溶胶凝胶法 |
| 1.5 本课题研究背景、意义与内容 |
| 第2章 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.2 石煤钒矿物相分析 |
| 2.2.1 主要成分分析 |
| 2.2.2 物相形貌分析 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 技术路线 |
| 2.3.2 钒的相关测定方法 |
| 2.3.3 其他元素测定方法 |
| 2.3.4 试样表征分析 |
| 2.3.5 相关计算方法 |
| 第3章 含钒溶液的制备及其纯化 |
| 3.1 含钒石煤的浸出 |
| 3.1.1 实验原理 |
| 3.1.2 实验内容 |
| 3.1.3 二氧化锰为助浸剂制备含钒浸出液 |
| 3.1.4 含钒浸出液成分分析 |
| 3.2 钒浸出液分离纯化 |
| 3.2.1 实验原理 |
| 3.2.2 实验内容 |
| 3.2.3 模拟体系SQD816 树脂吸附与解吸实验 |
| 3.2.4 实际体系SQD816 树脂吸附与解吸实验 |
| 3.2.5 钒洗脱液成分分析 |
| 3.2.6 离子交换树脂等温吸附模型 |
| 3.2.7 离子交换树脂动力学研究 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 水热法制备纳米二氧化钒粉体 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法与原理 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 实验流程图 |
| 4.2.3 实验原理 |
| 4.3 以V_2O_5为原料制备二氧化钒粉体 |
| 4.3.1 pH值对VO_2质量分数的影响 |
| 4.3.2 硫粉用量对VO_2质量分数的影响 |
| 4.3.3 反应时间对VO_2质量分数的影响 |
| 4.3.4 反应温度对VO_2质量分数的影响 |
| 4.3.5 钒液初始浓度对VO_2质量分数的影响 |
| 4.3.6 纯化实验 |
| 4.3.7 样品表征 |
| 4.4 以钒洗脱液为原料制备二氧化钒粉体 |
| 4.4.1 实验结果 |
| 4.4.2 样品表征 |
| 4.5 总结 |
| 第5章 化学沉淀法制备二氧化钒粉体 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法及原理 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 实验流程图 |
| 5.2.3 实验原理 |
| 5.3 以V_2O_5为原料制备二氧化钒粉体 |
| 5.3.1 pH值对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.2 还原温度对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.3 还原时间对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.4 铁粉用量对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.5 沉钒温度对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.6 沉钒时间对VO_2质量分数的影响 |
| 5.3.7 纯化实验 |
| 5.3.8 样品表征 |
| 5.4 以钒洗脱液为原料制备二氧化钒粉体 |
| 5.4.1 实验结果 |
| 5.4.2 样品表征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者在学期间取得的学术成果 |
（6）铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳复合吸附剂对水中As（Ⅲ）的吸附性能及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水中砷污染概述 |
| 1.1.1 砷的性质、来源及危害 |
| 1.1.2 水中砷的存在形式 |
| 1.1.3 砷污染现状 |
| 1.2 水中砷处理技术现状 |
| 1.2.1 离子交换法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 电化学处理 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 膜分离技术 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 水中常用的除砷吸附材料 |
| 1.4 铁锰氧化物材料研究进展 |
| 1.4.1 铁/锰氧化物 |
| 1.4.2 铁锰氧化物复合吸附剂 |
| 1.5 牡蛎壳吸附材料研究进展 |
| 1.6 固定化技术及海藻酸钠的研究进展 |
| 1.6.1 海藻酸钠水凝胶复合材料 |
| 1.6.2 海藻酸钠水凝胶的应用 |
| 1.7 研究目的及内容 |
| 2 铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳吸附剂对水中As(Ⅲ)的吸附 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要实验仪器与设备 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验主要试剂的配置 |
| 2.2.4 铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳吸附剂的制备 |
| 2.2.5 吸附实验 |
| 2.2.6 吸附量、去除率计算 |
| 2.2.7 吸附动力学/热力学模型 |
| 2.2.8 砷、铁/锰离子浓度及溶液pH的测定 |
| 2.2.9 吸附材料表征方法 |
| 2.3 吸附性能研究 |
| 2.3.1 吸附剂的形貌表征 |
| 2.3.2 合成配比优化 |
| 2.3.3 吸附剂稳定性 |
| 2.3.4 吸附剂除砷的影响因素 |
| 2.3.5 吸附动力学 |
| 2.3.6 吸附热力学 |
| 2.3.7 吸附剂循环利用性研究 |
| 2.3.8 吸附剂在实际废水中的应用 |
| 2.4 吸附机理 |
| 2.4.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.4.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.4.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 海藻酸钠包封FMBO/OS凝胶珠对水中As(Ⅲ)的吸附 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 海藻酸钠包封FMBO/OS凝胶珠的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附剂形貌特征分析 |
| 3.3.2 SA-FMBO/OS凝胶珠除砷性能研究 |
| 3.3.3 SA-FMBO/OS凝胶珠的稳定性 |
| 3.3.4 pH对 SA-FMBO/OS凝胶珠除砷性能影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间科研成果 |
| 致谢 |
（7）过渡金属氧化物/碳复合材料的制备及去除水中有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 染料废水污染现状、危害及处理技术 |
| 1.1.2 新兴污染物的污染现状、危害及处理技术 |
| 1.2 吸附法在水处理中的应用 |
| 1.2.1 吸附基本概念 |
| 1.2.2 影响吸附过程的因素 |
| 1.2.3 吸附理论 |
| 1.2.4 常见吸附剂分类 |
| 1.3 光电催化技术在水处理中的应用 |
| 1.3.1 光电催化概述 |
| 1.3.2 光电催化技术治理水污染研究现状 |
| 1.3.3 吸附-光(光电)催化协同技术研究现状 |
| 1.4 金属氧化物/碳复合材料 |
| 1.4.1 生物碳复合材料研究现状 |
| 1.4.2 碳毡复合材料研究现状 |
| 1.5 研究目标和内容 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.2 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的制备方法 |
| 2.3 TiO_2/ACF的制备 |
| 2.4 样品表征及测试条件 |
| 2.5 有机物去除实验及数据处理 |
| 2.5.1 吸附测试 |
| 2.5.2 光电性能测试 |
| 第三章 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的合成及吸附性能研究 |
| 3.1 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的形貌结构分析 |
| 3.1.1 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的结构分析 |
| 3.1.2 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的形貌分析 |
| 3.2 Fe_2O_3/CoO/NiO@C的吸附性能研究 |
| 3.2.1 退火温度对Fe_2O_3/CoO/NiO@C吸附性能的影响 |
| 3.2.2 未复合的Fe_2O_3/NiO/CoO与碳材料的吸附性能 |
| 3.2.3 CoO@C稳定性和循环使用性能 |
| 3.2.4 pH对CoO@C去除环丙沙星吸附性能的影响 |
| 3.3 CoO@C吸附污染物动力学研究 |
| 3.3.1 CoO@C吸附不同浓度污染物曲线 |
| 3.3.2 CoO@C动力学研究 |
| 3.4 CoO@C吸附污染物的等温线研究 |
| 3.5 CoO@C的吸附机理分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 TiO_2/ACF复合电极的吸附及光电催化性能研究 |
| 4.1 TiO_2的晶型结构分析(XRD) |
| 4.2 TiO_2及TiO_2/ACF的表面形貌分析(SEM) |
| 4.3 TiO_2/ACF复合电极能谱(EDS)表征 |
| 4.4 TiO_2/ACF光电催化降解实验分析 |
| 4.4.1 TiO_2/ACF去除亚甲基蓝效果分析 |
| 4.4.2 TiO_2负载前后去除亚甲基蓝效果对比分析 |
| 4.4.3 TiO_2/ACF复合电极稳定性测试 |
| 4.4.4 TiO_2/ACF去除DMP效果分析 |
| 4.5 光电催化降解作用机制分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（8）聚吡咯基磁性复合材料的制备及对Cr（Ⅵ）的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 铬的概述 |
| 1.2.1 铬的来源与存在形式 |
| 1.2.2 铬的危害与防控 |
| 1.3 水体中六价铬的治理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 离子交换法 |
| 1.3.3 电化学法 |
| 1.3.4 膜分离法 |
| 1.3.5 生物法 |
| 1.3.6 吸附法 |
| 1.4 吸附材料 |
| 1.5 聚吡咯基复合材料的概述 |
| 1.5.1 聚吡咯的简介 |
| 1.5.2 聚吡咯的合成 |
| 1.5.3 聚吡咯的改性 |
| 1.5.4 聚吡咯基复合材料在水处理中的应用 |
| 1.6 论文的技术路线及研究内容 |
| 第2章 材料制备及表征方法 |
| 2.1 实验仪器及主要试剂 |
| 2.1.1 实验主要试剂 |
| 2.1.2 实验主要仪器 |
| 2.2 材料的测试与表征 |
| 2.2.1 场发射扫描电子显微镜测试(SEM) |
| 2.2.2 傅里叶变换红外光谱测试(FT-IR) |
| 2.2.3 X射线衍射测试(XRD) |
| 2.2.4 磁滞回线测试(VSM) |
| 2.2.5 热重分析测试(TGA) |
| 2.2.6 Zeta 电位测试(Zeta 电位) |
| 2.2.7 吸附比表面测试(BET) |
| 2.2.8 能量色散X射线谱测试(EDS) |
| 2.2.9 X射线光电子能谱测试(XPS) |
| 2.3 材料的吸附性能测试 |
| 2.3.1 吸附全谱的测试 |
| 2.3.2 Cr(Ⅵ)标准曲线的绘制 |
| 2.3.3 Cr(Ⅵ)去除率与吸附容量的计算 |
| 2.3.4 吸附动力学模型 |
| 2.3.5 吸附等温线模型 |
| 2.3.6 吸附热力学 |
| 第3章 聚吡咯磁性乳液球的制备及对Cr(Ⅵ)的吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 聚吡咯磁性乳液球的合成与表征 |
| 3.2.1 单分散乳液球的制备 |
| 3.2.2 磁性乳液球的制备 |
| 3.2.3 聚吡咯磁性乳液球的制备 |
| 3.2.4 材料的测试与表征 |
| 3.2.5 聚吡咯磁性乳液球的Cr(Ⅵ)吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的形貌与结构分析 |
| 3.3.2 吸附性能测试 |
| 3.3.3 吸附机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 聚吡咯磁性二氧化硅微球的制备及对Cr(Ⅵ)的吸附研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 聚吡咯磁性二氧化硅微球的合成与表征 |
| 4.2.1 聚吡咯的制备 |
| 4.2.2 磁性二氧化硅微球的制备 |
| 4.2.3 聚吡咯磁性二氧化硅微球的制备 |
| 4.2.4 测试与表征 |
| 4.2.5 聚吡咯磁性二氧化硅微球对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的形貌与结构分析 |
| 4.3.2 吸附性能测试 |
| 4.3.3 吸附机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 间苯二胺改性聚吡咯磁性乳液球的制备及对Cr(Ⅵ)吸附研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 间苯二胺改性聚吡咯磁性乳液球的合成与表征 |
| 5.2.1 间苯二胺改性聚吡咯的合成 |
| 5.2.2 间苯二胺改性聚吡咯磁性乳液球的制备 |
| 5.2.3 材料的测试与表征 |
| 5.2.4 间苯二胺改性聚吡咯磁性乳液球对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 材料的形貌与结构分析 |
| 5.3.2 吸附性能测试 |
| 5.3.3 吸附机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 攻读硕士学位期间发表及待发表的学术论文及其他成果 |
| 致谢 |
（9）强化碳气凝胶电极去除水体和土壤中全氟辛酸的研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中PFOA的研究进展 |
| 1.1.1 环境中PFOA的主要来源和污染现状 |
| 1.1.2 空气环境中的PFOA污染现状 |
| 1.1.3 水体环境中的PFOA污染现状 |
| 1.1.4 土壤/沉积物环境中的PFOA污染现状 |
| 1.1.5 PFOA在环境中的迁移和转化 |
| 1.1.5.1 土壤对PFOA的吸附行为 |
| 1.1.5.2 PFOA在土壤和水体中的迁移和转化 |
| 1.2 水体和土壤环境中PFOA的去除方法 |
| 1.2.1 水体环境中PFOA的去除方法 |
| 1.2.1.1 吸附法 |
| 1.2.1.2 光化学氧化技术 |
| 1.2.1.3 电化学氧化技术 |
| 1.2.1.4 热分解技术 |
| 1.2.1.5 声化学降解技术 |
| 1.2.2 土壤环境中PFOA的修复方法 |
| 1.2.2.1 吸附稳定技术 |
| 1.2.2.2 热处理技术 |
| 1.2.2.3 化学氧化技术 |
| 1.2.2.4 球磨技术 |
| 1.2.2.5 土壤淋洗技术 |
| 1.3 污染水体和土壤电修复技术的研究进展 |
| 1.3.1 土壤电修复的机制 |
| 1.3.1.1 电迁移 |
| 1.3.1.2 电渗透 |
| 1.3.1.3 电泳 |
| 1.3.1.4 自由扩散 |
| 1.3.2 电修复的影响因素 |
| 1.3.2.1 修复体系中的pH值 |
| 1.3.2.2 电压和电流 |
| 1.3.2.3 电极材料 |
| 1.3.2.4 土壤性质和结构 |
| 1.4 研究目标及意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 不同碳气凝胶的制备和表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 试验材料和研究方法 |
| 2.2.1 试验材料和主要仪器 |
| 2.2.2 改性碳气凝胶的制备 |
| 2.2.2.1 氧化石墨烯(GO)和氟元素掺杂GO(F-GO)的制备 |
| 2.2.2.2 还原态氧化石墨烯气凝胶(rGA)的制备 |
| 2.2.2.3 氟元素掺杂的石墨烯气凝胶(F-rGA)的制备 |
| 2.2.2.4 铜纳米颗粒负载的石墨烯气凝胶(Cu-rGA)的制备 |
| 2.2.2.5 氟元素和铜纳米颗粒共同改性的石墨烯气凝胶(Cu/F-rGA)的制备 |
| 2.2.2.6 rGA电极和改性rGA电极的制备 |
| 2.2.3 碳气凝胶理化性质的表征 |
| 2.2.3.1 比表面积、孔容及孔径、灰分、元素含量的测定 |
| 2.2.3.2 Zeta电位的测定 |
| 2.2.3.3 X射线衍射(XRD)的测定 |
| 2.2.3.4 扫描电子显微镜(SEM)的测定 |
| 2.2.3.5 傅里叶红外光谱(FTIR)的测定 |
| 2.2.3.6 电容(C_s)的测定 |
| 2.3 试验结果与分析 |
| 2.3.1 氧化石墨烯的表征 |
| 2.3.2 碳气凝胶在不同环境介质中的稳定性 |
| 2.3.3 碳气凝胶的基本理化性质 |
| 2.3.4 XRD结果分析 |
| 2.3.5 FTIR结果分析 |
| 2.3.6 XPS结果分析 |
| 2.3.7 碳气凝胶电极 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 碳气凝胶对水体中PFOA的吸附研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验材料和方法 |
| 3.2.1 试验材料和主要仪器 |
| 3.2.2 PFOA母液的配置 |
| 3.2.3 碳气凝胶对水体中PFOA的吸附动力学试验 |
| 3.2.4 碳气凝胶对水体中PFOA的等温吸附试验 |
| 3.2.5 碳气凝胶对水体中PFOA的等温吸附-解吸试验及其再生性能 |
| 3.2.6 环境因素变化对碳气凝胶吸附PFOA的影响以及仿真模拟 |
| 3.2.6.1 响应曲面模型(RSM) |
| 3.2.6.2 人工神经网络(ANN) |
| 3.2.6.3 自适应神经模糊推理系统(ANFIS) |
| 3.2.7 水体中PFOA浓度的测定 |
| 3.2.8 数据分析 |
| 3.2.8.1 吸附动力学结果及拟合模型 |
| 3.2.8.2 等温吸附结果及拟合模型 |
| 3.3 试验结果与分析 |
| 3.3.1 碳气凝胶对水体中PFOA的吸附动力学特征 |
| 3.3.2 碳气凝胶对水体中PFOA的等温吸附特征 |
| 3.3.3 碳气凝胶对水体中PFOA的解吸特征及其再生性能 |
| 3.3.4 环境因素对PFOA在碳气凝胶上的吸附影响以及仿真模拟 |
| 3.3.4.1 响应曲面(RSM)模拟结果 |
| 3.3.4.2 人工神经网络(ANN)模拟结果 |
| 3.3.4.3 自适应神经模糊推理系统(ANFIS)模拟结果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 碳气凝胶对水体中PFOA的吸附动力学特征分析 |
| 3.4.2 碳气凝胶对水体中PFOA的等温吸附特征分析 |
| 3.4.3 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温吸附-解吸特征及其再生性能分析 |
| 3.4.4 环境因素对PFOA在Cu/F-rGA上的吸附影响分析 |
| 3.4.5 Cu/F-rGA对水体中PFOA的吸附机制分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Cu/F-rGA电极对水体中PFOA的电吸附研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料和方法 |
| 4.2.1 试验材料和主要仪器 |
| 4.2.2 PFOA母液的配置和电吸附装置 |
| 4.2.3 Cu/F-rGA对水体中PFOA的电吸附动力学试验 |
| 4.2.4 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温电吸附试验 |
| 4.2.5 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温电吸附-解吸试验及其再生性能 |
| 4.2.6 环境因素变化对Cu/F-rGA电吸附PFOA的影响以及仿真模拟 |
| 4.2.6.1 环境因素单一变化对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响 |
| 4.2.6.2 环境因素变量共同变化对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 试验结果与分析 |
| 4.3.1 Cu/F-rGA对水体中PFOA的电吸附动力学特征 |
| 4.3.2 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温电吸附特征 |
| 4.3.3 Cu/F-rGA电极对水体中PFOA的解吸特征及其再生性能 |
| 4.3.4 环境因素对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响以及仿真模拟 |
| 4.3.4.1 环境因素单一变化对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响 |
| 4.3.4.2 环境因素共同变化对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 Cu/F-rGA对水体中PFOA的电吸附动力学特征分析 |
| 4.4.2 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温电吸附特征分析 |
| 4.4.3 Cu/F-rGA对水体中PFOA的等温电吸附-解吸特征及其再生性能分析 |
| 4.4.4 环境因素变化对PFOA在Cu/F-rGA上的电吸附影响分析 |
| 4.4.5 Cu/F-rGA对水体中PFOA的电吸附机制分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Cu/F-rGA电极对土壤中PFOA的电修复研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验材料和方法 |
| 5.2.1 主要试验材料 |
| 5.2.2 PFOA污染土壤的制备和土壤中PFOA的提取 |
| 5.2.3 PFOA污染土壤的电修复 |
| 5.2.3.1 修复时间对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.2.3.2 电极材料对电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.2.3.3 电压强度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.2.3.4 电解质种类及浓度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.2.4 土壤pH值的测定 |
| 5.2.5 能耗计算 |
| 5.3 试验结果与分析 |
| 5.3.1 修复时间对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.3.2 电极材料对电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.3.3 电压强度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.3.4 电解质种类及浓度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.3.4.1 HCl及其浓度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.3.4.2 Na_2SO_4及其浓度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 修复时间对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响分析 |
| 5.4.2 电极材料对电修复PFOA污染土壤的影响分析 |
| 5.4.3 电压强度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响分析 |
| 5.4.4 电解质种类及浓度对Cu/F-rGA电修复PFOA污染土壤的影响分析 |
| 5.4.5 Cu/F-rGA对 PFOA污染土壤的电修复机制分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 研究结论和研究展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 本研究的创新点 |
| 6.3 不足与研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间论文发表情况 |
（10）聚吡咯/膨润土复合材料对水中Cr（Ⅵ）及Mo（Ⅵ）的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属的来源与危害 |
| 1.1.1 铬的来源及危害 |
| 1.1.2 钼的来源及危害 |
| 1.2 重金属去除方法 |
| 1.2.1 Cr(Ⅵ)的去除方法 |
| 1.2.2 Mo(Ⅵ)的去除方法 |
| 1.3 膨润土概述 |
| 1.3.1 膨润土的结构和性质 |
| 1.3.2 膨润土吸附研究现状 |
| 1.4 聚吡咯简介 |
| 1.4.1 聚吡咯结构 |
| 1.4.2 聚吡咯吸附的研究现状 |
| 1.5 研究目的意义、内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 2 实验材料与实验方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 吸附材料的制备 |
| 2.2.2 结构表征与相关性能测定 |
| 2.3 吸附实验 |
| 2.3.1 Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 2.3.2 钼的吸附实验 |
| 2.3.3 吸附动力学和吸附等温线模型 |
| 3 Cl-PPy/BT和L-cys-PPy/BT复合材料的表征 |
| 3.1 Cl-PPy/BT复合材料表征分析 |
| 3.1.1 Cl-PPy/BT的晶体结构分析 |
| 3.1.2 Cl-PPy/BT的化学成分分析 |
| 3.1.3 Cl-PPy/BT的Zeta电位分析 |
| 3.1.4 Cl-PPy/BT的表面形貌分析 |
| 3.2 L-cys-PPy/BT复合材料表征分析 |
| 3.2.1 L-cys-PPy/BT的晶体结构分析 |
| 3.2.2 L-cys-PPy/BT的化学成分分析 |
| 3.2.3 L-cys-PPy/BT的Zeta电位分析 |
| 3.2.4 L-cys-PPy/BT的表面形貌分析 |
| 3.3 小结 |
| 4 Cl-PPy/BT对Cr(Ⅵ)和Mo(Ⅵ)的去除研究 |
| 4.1 Cl-PPy/BT对Cr(Ⅵ)的去除研究 |
| 4.1.1 不同材料吸附性能的对比 |
| 4.1.2 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 4.1.3 投加量对吸附性能的影响 |
| 4.1.4 吸附Cr(Ⅵ)的动力学研究 |
| 4.1.5 吸附Cr(Ⅵ)的吸附等温线研究 |
| 4.1.6 吸附热力学 |
| 4.2 Cl-PPy/BT对Cr(Ⅵ)的去除机理分析 |
| 4.2.1 吸附前后XRD和FTIR结果分析 |
| 4.2.2 EDS表征 |
| 4.2.3 XPS表征 |
| 4.3 Cl-PPy/BT对Mo(Ⅵ)的去除研究 |
| 4.3.1 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 4.3.2 吸附Mo(Ⅵ)的动力学研究 |
| 4.3.3 吸附等温线研究 |
| 4.3.4 吸附热力学 |
| 4.4 Cl-PPy/BT对Mo(Ⅵ)的去除机理分析 |
| 4.4.1 EDS表征 |
| 4.4.2 吸附Mo(Ⅵ)前后FTIR结果分析 |
| 4.4.3 XPS表征 |
| 4.5 小结 |
| 5 L-cys-PPy/BT对Cr(Ⅵ)和Mo(Ⅵ)的去除研究 |
| 5.1 L-cys-PPy/BT对Cr(Ⅵ)的去除研究 |
| 5.1.1 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 5.1.2 投加量对吸附性能的影响 |
| 5.1.3 吸附Cr(Ⅵ)的动力学研究 |
| 5.1.4 等温吸附曲线 |
| 5.1.5 吸附热力学 |
| 5.2 L-cys-PPy/BT对Cr(Ⅵ)的去除机理分析 |
| 5.2.1 吸附前后XRD与FTIR结果分析 |
| 5.2.2 XPS表征 |
| 5.3 L-cys-PPy/BT对Mo(Ⅵ)的去除研究 |
| 5.3.1 溶液pH对吸附性能的影响 |
| 5.3.2 吸附Mo(Ⅵ)的动力学研究 |
| 5.3.3 吸附等温线研究 |
| 5.3.4 热力学研究 |
| 5.4 L-cys-PPy/BT对Mo(Ⅵ)的去除机理分析 |
| 5.4.1 EDS表征 |
| 5.4.2 吸附Mo(Ⅵ)前后FTIR结果分析 |
| 5.4.3 XPS表征 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的研究成果 |
四、内扩散法制备离子交换树脂复合银电极材料（论文参考文献）
- [1]熔盐电解法制备MoS2以及金属氧化物@MoS2对铀的高效富集及机理研究[D]. 林育玲. 东华理工大学, 2021(02)
- [2]中空多孔AgO微球的制备及其杀菌性能研究[D]. 王旭. 西安理工大学, 2021(01)
- [3]含盐羟基乙酸溶液色谱分离纯化技术基础研究[D]. 陈建军. 江南大学, 2021(01)
- [4]电容去离子技术用于电厂循环冷却排污水脱盐实验研究[D]. 马岚. 华北电力大学(北京), 2021(01)
- [5]钒浸出液分离纯化制备二氧化钒粉体[D]. 陈蓝艳. 吉首大学, 2021
- [6]铁锰氧化物/煅烧牡蛎壳复合吸附剂对水中As（Ⅲ）的吸附性能及机理[D]. 宋志莲. 大连理工大学, 2021(01)
- [7]过渡金属氧化物/碳复合材料的制备及去除水中有机污染物的研究[D]. 泰舒芸. 中央民族大学, 2021(12)
- [8]聚吡咯基磁性复合材料的制备及对Cr（Ⅵ）的吸附研究[D]. 王亮. 桂林理工大学, 2021(01)
- [9]强化碳气凝胶电极去除水体和土壤中全氟辛酸的研究[D]. 刘龙飞. 山东农业大学, 2021(01)
- [10]聚吡咯/膨润土复合材料对水中Cr（Ⅵ）及Mo（Ⅵ）的吸附研究[D]. 王磊. 陕西科技大学, 2021(09)