一、Treatment of manganese wastewater from titanium dioxide plant using complex phosphate（论文文献综述）
马媛媛[1]（2021）在《钛基MOFs制备及吸附除磷应用研究》文中提出磷不仅是人类必不可少的营养元素之一,也是难以再生的自然矿物资源。全球磷矿储量远远满足不了人类各项生产生活的需求,因而需要考虑磷资源的回收利用。从富营养化水体中吸附并解吸磷是可能解决问题的途径之一。传统的吸附剂往往有吸附量低、选择性差等劣势。金属有机骨架材料（MOFs）因其比表面积大、热稳定性好等优点成为热门材料之一。钛基材料对磷酸根有着良好的选择性和出色的水稳定性,是一种理想的吸附材料。本课题通过制备新型钛基MOFs材料,并将其应用于吸附除磷来探索解决富营养化问题的新思路。本文的主要研究内容如下:首先本文用传统的水热合成法,以四异丙醇钛为金属离子、1,4-苯二甲酸为有机配体制备了钛基MOFs材料—Ti-MOFs。然后利用SEM、TEM、XRD、FT-IR、TGA、N2吸附-脱附分析和XPS等测试方法对Ti-MOFs材料进行表征,观察了吸附剂的微观形貌和内部结构,分析了吸附剂的物相组成及其特征官能团等。其次对Ti-MOFs材料进行批量吸附除磷性能研究。利用单一变量影响因素实验分析了投加量、时间、p H、磷溶液初始浓度、温度、共存离子等对除磷效果的影响。批量实验得出了Ti-MOFs材料吸附除磷效果随单因素变化的规律,确定了Ti-MOFs的最佳投加浓度为1 g/L、反应平衡时间为24h、吸附剂的p H使用范围为2～10、升高温度可以提高吸附量以及不同浓度的CI-、NO3-、SO42-的存在对磷酸盐吸附没有显着影响等。接着对Ti-MOFs材料进行数学模型分析,发现Freundlich模型比Langmuir模型的线性相关性好,属于一种多分子层的吸附过程,并利用Langmuir模型计算出35℃时饱和吸附容量Qm为38.17 mg/g。准二级动力学模型更吻合Ti-MOFs的吸附过程。利用颗粒内扩散模型分析证实颗粒内扩散是限速步骤。进行吸附热力学分析,得出吸附熵?S>0,吉布斯自由能?G<0,吸附焓?H>0,说明反应是自发的、吸热的、优先发生在吸附表面的。随着温度的增加?G不断减小,说明在较高温度下,吸附反应可行性增加。为了进一步提高吸附剂的吸附量,在Ti-MOFs材料的基础上引入氨基基团,制备功能化的MOFs材料—Ti-MOFs-NH2。通过同样方法表征Ti-MOFs-NH2材料,并对比Ti-MOFs材料发现,改性后的吸附剂在成功引入氨基基团后不仅使微观形貌发生巨大改变,也大幅度增加了比表面积和孔容（Ti-MOFs:113.993 m2/g、0.1289 cm3/g;Ti-MOFs-NH2:593.152 m2/g、0.3853 cm3/g）。通过对Ti-MOFs-NH2材料进行单一变量吸附除磷实验,发现Ti-MOFs-NH2材料除磷效果随单因素变化规律与Ti-MOFs材料相同,但相同条件下,Ti-MOFs-NH2材料的吸附量得到进一步提高（Ti-MOFs:38.46mg/g;Ti-MOFs-NH2:46.35 mg/g）。同时改性后吸附剂对磷酸根的吸附动力学结果表明,Ti-MOFs-NH2材料吻合准二级动力学模型,颗粒内扩散是限速步骤;Ti-MOFs-NH2材料的吸附过程更符合Freundlich等温线模型,物理吸附和化学吸附同时存在;热力学分析得出?S>0、?G<0和?H>0,表明反应是吸热的、可自发以及优先发生在吸附表面的熵增大的过程。为了更深入了解钛基MOFs材料对磷酸根的吸附机理,进行Ti-MOFs材料和Ti-MOFs-NH2材料吸附前后的对比表征,利用SEM、XRD、FT-IR和XPS等测试手段,并结合先前的数学模型分析证实两种材料的吸附机理可归纳为自身表面吸附作用、静电作用和配位交换作用三者协同带动。因为钛羟基会与磷酸根进行配位络合反应生成内层络合物Ti-O-P,不仅在碱性条件下有一定的除磷效果,而且吸附量不受离子强度影响。Ti-MOFs-NH2材料因其更大的表面积和孔容会存在更大的自身表面吸附作用;氨基基团会在H+离子的作用下质子化成-NH3+离子,与磷酸根阴离子产生更强的静电吸引作用,所以Ti-MOFs-NH2材料比Ti-MOFs材料的吸附量更高、性能更出色且更具潜力。最后研究了Ti-MOFs-NH2材料的再生效果,循环3次后Ti-MOFs-NH2材料的磷的去除率仍然能达到78.7%,证明了该材料具有一定的可重复利用性。图[64]表[11]参[122]
屠东花[2]（2020）在《二氧化钛复合磷酸银光催化剂的制备及其对典型PPCPs的催化降解作用研究》文中提出随着人口的增加和生活水平的提高,水体环境中各种药品及个人护理品（PPCPs）的频繁检测引起了学术界和公众的广泛关注,这些残留物的缓慢积累最终会导致野生动物和人类发生不可逆转的变化。因此,针对水体安全问题,探究有效的去除废水中PPCPs的方法显得尤为重要。光催化氧化法是利用半导体光催化剂的光化学反应生成大量具有催化活性的物质,以降解去除污染物。这种方法稳定、无害,具有极其诱人的应用前景。然而,广泛应用的光催化剂TiO2仅在占太阳辐射能量不到5%的紫外光照射下有活性,并且在受能量激发后电子-空穴容易复合,因而应用受限。正磷酸银（Ag3PO4）是优异的可见光驱动的光催化剂,但在催化过程中极易产生光腐蚀。因此,研究TiO2/Ag3PO4复合材料作为光催化剂既可以扩大对光吸收的区域,又可以降低光腐蚀的进程,同时发挥这两种材料的优越性。首先,利用阳极氧化法制备TiO2纳米管,再利用原位沉淀法制备TiO2/Ag3PO4复合纳米催化剂。研究了阳极氧化时间、电解液组成、煅烧的阶段对复合材料结构的影响,借助场发射扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射（XRD）及紫外可见吸收光谱（UV-Vis）等手段对制备的TiO2纳米管、Ag3PO4、TiO2/Ag3PO4复合纳米催化剂进行表征分析和比较。当阳极氧化时间从10 h降至2 h时,纳米管的管长从50μm降至10μm,管径未有变化。当电解液中水含量从0.5 wt%提高至2.0 wt%时,纳米管的有序度明显增加。TiO2和Ag3PO4共沉淀后再煅烧形成的复合材料中Ag3PO4的负载量更高,对典型PPCPs（Rh B及舒必利）的降解率也明显更高。其次,TiO2/Ag3PO4复合纳米催化剂对舒必利、卡马西平的降解表现出卓越的性能。研究还评估了TiO2/Ag3PO4复合纳米催化剂在复杂条件下对舒必利和卡马西平的降解性能,结果表明反应体系pH、离子含量及水质背景等因素对复合材料的光催化降解存在影响。中性条件下,PPCPs的降解效果显着优于酸、碱性条件;NH4+、HCO3-对反应体系的降解有明显的抑制作用。最后,TiO2/Ag3PO4复合材料降解舒必利后的废水中存在Ag+,但未表现出对过硫酸盐的活化作用,与过硫酸盐产生协同效果的原因主要是体系中电子-空穴对的有效分离。TiO2/Ag3PO4催化剂与过硫酸盐协同降解舒必利效果较好,0.3 mmol/L的过硫酸盐与TiO2/Ag3PO4催化剂在太阳光下协同降解10 mg/L的舒必利,3.0 h的降解率能达到90%。并且,反应体系pH、离子含量及水质背景等因素对协同降解体系的光催化性能存在影响。
张伟[3]（2020）在《辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究》文中指出铀在自然界中存在U（Ⅳ）和U（Ⅵ）两种稳定的价态。将可溶性的U（Ⅵ）还原成难溶性的U（Ⅳ）是有效阻止铀迁移的作用机制之一。微生物法还原U（Ⅵ）是对目前核素固化方法的补充和探索,具有极大的应用前景。半导体矿物光催化技术对重金属离子和放射性核素价态的定向调控,具有操作简单、绿色环保等特点。地球表层是极为复杂的多元开放系统,无机界和有机界密不可分。单一的处理方法已经不能满足严格的环保要求和原位绿色治理污染的目标。因此,基于现实铀矿区生态圈中,辐照场、微生物和矿物共存的特点,开展γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究,可为在露天矿区利用光电能微生物原位生态修复放射性铀污染提供参考依据,对科学认识和评价半导体矿物—微生物—铀交互作用体系的环境和健康效应具有重要指导意义。本论文以γ射线和模拟日光为能量来源,结合矿物学、微生物学、半导体物理学、生物化学等理论知识和测试手段,探究了 γ射线对半导体矿物光电活性改变的影响因素和机理,对比分析了光照/辐照致半导体矿物产生光电子/辐照电子对微生物的生物学效应,通过研究半导体矿物光电子/辐照电子对U（Ⅵ）的催化还原、两种微生物与U（Ⅵ）的相互作用,深入探寻了 γ射线辐照作用下光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机制。获得的主要成果与结论如下:（1）开展γ射线辐照改变半导体矿物光电活性的研究。结果表明,γ射线辐照可以调节半导体矿物禁带宽度,可以改变半导体矿物光电活性。相比于对照组,Y射线辐照后P25组和闪锌矿组半导体矿物禁带宽度变窄,羟基氧比例升高,瞬态光响应增强,光催化活性提升;锐钛矿组半导体矿物禁带宽度增大,瞬态光响应减弱,光催化活性降低。辐照产生的氧缺陷可在TiO2导带下方形成能同导带杂化的杂质能级,是γ射线致P25禁带宽度窄化的主要机理。P25禁带宽度窄化使得其光谱响应范围拓宽,因辐照在P25表面产生的缺陷中心和增加的羟基自由基又促进了光生电子和空穴对的有效分离。二者的共同作用使P25光电活性得到了有效提升。（2）明确了半导体矿物在UV-Vis或γ射线辐照下扮演着保护细胞与提供能量的双重作用。寡营养条件下,在有光电子或辐照电子产生的体系中,粪产碱杆菌和考克氏菌的生物存活率明显高于对照组。光电子或辐照电子可以直接或间接方式被光电能微生物吸收利用,参与微生物的三羧酸循环并产生能量用于菌体自身生长代谢或存活。光电子和辐照电子是一种特殊的中间态电子,随着它们被光电能微生吸收利用最终会转化为供菌体存活的能量,因此二者在传递给光电能微生物作为能量利用时并无差异。（3）建立在线检测γ射线致半导体矿物产生辐照电子的实验体系,考察了γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理。辐照电子和光电子都可以将还原电位比半导体矿物导带电位更正的U（Ⅵ）还原。γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控包括两部分:一是辐照电子或光电子通过直接传递或间接传递、以单电子分步转移的方式传递给U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原。二是γ射线或UV-Vis辐解水产生的羟基自由基及未被捕获的空穴可以氧化U（Ⅳ）,完成铀从+4价到+6价的氧化过程。在能量利用方面,辐照电子（γ射线辐照剂量率为60 Gy/min、t=6.0h）参与U（Ⅵ）还原的有效利用率低于光电子（入射光的光功率密度为100 mW/cm2、t=6.0h）的利用率。（4）利用批次静态吸附实验考察了粪产碱杆菌和考克氏菌吸附U（Ⅵ）的行为和作用机理。明确了粪产碱杆菌和考克氏菌都可以有效去除水体中的铀。自然光照下,粪产碱杆菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为642.7 mg/g,考克氏菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为367.0 mg/g,高于目前文献报道的大部分细菌类微生物对铀的吸附量。γ射线辐照下,二者对U（Ⅵ）的吸附量均高于自然光照组。粪产碱杆菌和考克氏菌与U（Ⅵ）的相互作用机理均包含了生物吸附、生物矿化、生物还原和生物胞内累积四个部分。以呼吸作用进行产能代谢的粪产碱杆菌和考克氏菌在吸附U（Ⅵ）的过程中,可以提供生物电子并传递给胞外的电子受体U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原,实现对U（Ⅵ）的定向价态调控。（5）通过构建光电能微生物介导电极、开展光电能微生物介导电极去除U（Ⅵ）的行为、微生物与半导体矿物电极共存体系去除U（Ⅵ）的行为研究发现,光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理包括能量调控、介质调控和价态调控这三个层次。能量调控是指,当激发光源是模拟日光光源时,P25光催化作用在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用;当激发光源是γ射线时,光电能微生物参与的还原U（Ⅵ）在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用。调控U（Ⅵ）价态的介质主体主要有三种:微生物介质、半导体矿物介质和光电能微生物—半导体矿物联合介质。价态调控包括U（Ⅵ）到U（Ⅳ）的还原调控和U（Ⅳ）到U（Ⅵ）的氧化调控。U（Ⅵ）可分别从三种介质主体获得生物电子、光电子或辐照电子而被还原成U（Ⅳ）。U（Ⅳ）被氧化成U（Ⅵ）则主要归因于溶液体系中被辐解产生的羟基自由基和半导体矿物产生的空穴。
刘国帅[4]（2020）在《含氧酸盐光催化剂去除水中污染物的效能与机制研究》文中研究说明论文以环境水污染治理的氧化还原反应的需求出发,采用了稳定的非金属含氧酸盐光催化剂,避免了催化剂外源性污染,利用光生空穴和电子分别进行了光催化氧化和光催化还原的相关研究,并在光催化氧化还原的基础之上,拓展光响应范围从紫外光至可见光响应范围。探讨了含氧酸盐光催化剂的导带与价带位置、内部偶极矩、界面载流子传输等性质与水体污染控制的关系,揭示其内禀高催化活性的原因。为水污染控制的光催化氧化和还原反应体系的设计提供实验依据和理论基础。采用传统的紫外光响应磷酸铋（BiPO4,禁带宽度为4.2 eV）作为光催化剂,在254 nm的紫外光照射下,利用磷酸铋的高价带位置（约为3.67 V）,活化水体中的硫酸根和水分子,原位产生了硫酸根自由基和羟基自由基。磷酸铋在硫酸根存在的条件下对2,4-DCP的一级表观降解动力学常数可达0.0402min-1,约为相应条件下无硫酸根条件下的2.1倍(k=0.019 min-1)。根据理论计算和紫外吸收光谱测试,磷酸铋有足够高的价带位置,活化硫酸根产生硫酸根自由基是热力学可行的,从而表现出对于2,4-二氯苯酚较快的降解速率。在高价带位置磷酸铋活化硫酸根氧化降解污染物的基础上,为了解决单一半导体载流子复合率高的问题和磷酸铋的窄响应光谱范围的缺点,构建了直接Z型异质结构催化剂磷酸铋-碱式硝酸铋（BiPO4-Bi2O2（OH）NO3）,并在磷酸铋和碱式硝酸铋界面处形成内建电场。在光照射之下,磷酸铋的光生电子和碱式硝酸铋光生空穴在电场力下可以发生快速动力学迁移并复合,在保持了磷酸铋的高价带的氧化电位,体现出更高的光生载流子分离效率和光利用效率。磷酸铋-碱式硝酸铋异质结构催化剂对于2,4-DCP的表观降解动力学速率达到0.050 min-1,是单独磷酸铋的 3.33 倍(k=0.015 min-1)及碱式硝酸铋的 12.5 倍(k=0.004 min-1)。此外,碱式硝酸铋作为一个典型的非线性光学半导体,其位于价带区域的电容正面更有利于捕获磷酸铋的光生电子,这也为第五章节利用非线性光学构建选择性高效光催化还原的研究奠定了基础。磷酸铋基光催化剂光催化氧化表现出了优异的光催化氧化性能,但是由于太阳光成分中紫外区域只占有约4%的光谱范围,把光催化氧化体系的响应范围拓展到可见光乃至近红外区域,从而大幅度提高光催化的光利用效率是极具研究意义的。然而,由于窄禁带半导体往往面临着氧化还原电位不足以热力学产生高能量的光生空穴/电子,使得水处理效率极低。进而,合成了可见光-近红外区域响应的含氧酸盐光催化剂晶面暴露的单晶Cu2（OH）PO4,利用其独特的近红外响应,Cu3+与Cu2+离子之间的价态转变,活化氧化剂过一硫酸盐PMS,产生氧化性硫酸根自由基和羟基自由基,并在7分钟以内可以完全降解去除2,4-二氯苯酚(k=0.7910 min-1)。这种技术方法针对于两个光催化的技术原理性做出了一定的突破:首先拓宽了光响应范围,其次解决了热力学氧化电位不足的问题。光催化反应中,具有还原性的光生电子具备与光生空穴等同重要的角色。传统光催化处理硝酸盐的技术难题为较低的还原效率和还原选择性,这是因为绝大部分单一的半导体有着较低的电子迁移动力速率和较差的电子选择性迁移富集。文中采用水热制备方法制备了传统的含氧酸盐非线性光学铌酸锂光催化剂,并应用于水体中的硝酸盐还原。制备的材料在120分钟的反应时间内可以取得98.4%的脱氮效率和95.8%的氮气选择性。作为对比试验,铌酸锂的脱氮效率是P25二氧化钛的3倍。特征自由基牺牲剂试验证明,铌酸锂对于硝酸盐的还原机制主要归因于电子的直接还原。这和传统P25二氧化钛的还原机制是不同的。铌酸锂独特的二次谐波效应（SHG）使得铌酸锂可以选择性的富集吸附硝酸盐和光生电子在库伦正C+面,促进了内部光生载流子的分离,是其拥有如此之高的还原效率和选择性的主要原因。紫外光只占有太阳光的极少组成部分,拓展紫外光还原体系到可见光还原体系,具有重要的研究意义。文中合成了不同晶面暴露的钒酸铋晶体。具有最优混合（010）和（110）晶面比例的钒酸铋晶体材料表现出了最好的可见光溴酸盐还原效率,其一级反应动力学大约为0.0368 min-1。理论计算和实验证明,由于钒酸铋晶体中钒酸根较大的内部偶极矩,从而可以加速电子迁移至（010）晶面,光生空穴至（110）晶面,溴酸盐的还原半反应和水体的氧化半反应是分开的,从而大大提高了溴酸盐的还原效率。
郝洁[5]（2020）在《废旧石墨负极资源化利用研究及其在重金属吸附过程中的应用》文中指出废锂离子电池回收过程产生的废旧石墨负极由于含有重金属、有机物等而具有潜在的环境危害,其无害化处理及资源化利用近年来受到广泛关注。本论文总结了废旧石墨负极含有的杂质种类、性质和相应的除杂方法,通过系统表征、除杂以及机械力活化和原位负载实现了废旧石墨负极在重金属吸附过程中的应用,重点包括废旧石墨负极的杂质脱除、机械力活化提高吸附性能可行性的探究、机械力活化和原位负载协同提高吸附性能的机理以及复合吸附剂的吸附机理等研究。主要的研究内容与结论如下:（1）不同来源的废旧石墨负极所含杂质不同。将可能存在的杂质分为三类:第一类为电解液、粘结剂和导电剂,均可通过热解除去:第二类为固体电解质界面膜（SEI）、集流体铜箔（Cu）、集流体铝箔（A1）、铁的氧化物（FexOy）、镍钴锰的氧化物（Ni-Co-Mn-O）、Fe2TiO5和磷酸盐,均可用稀酸除去;第三类为α-Al2O3、TiO2和SiO2,不易被稀酸和稀碱除去。实验室拆解得到的废旧石墨负极（简称为石墨废料）的主要杂质为铜和有机物。工业再生流程产生的石墨浸出渣（简称为石墨浸出渣）的主要成分为层间轻微膨胀的缺陷石墨,所含杂质包括有机物、TiO2、α-Al2O3、SiO2、Fe2TiO5、铁的氧化物、磷酸盐、镍钴锰的氧化物。根据杂质种类和性质,选取了焙烧和酸浸结合的方法对两种废旧石墨负极进行除杂,得到了纯化石墨。（2）以纯化石墨废料为原料,通过机械力活化和原位负载二氧化锰（MnO2）成功制备得到了高效复合重金属吸附剂（AG@MnO2）。其对Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）的吸附容量分别为135.81 mg/g、370.4 mg/g、105.2 mg/g,高于许多先前的吸附剂,验证了机械力活化提高吸附性能的可行性。复合吸附剂吸附性能的提升源于高能球磨和原位负载锰氧化物的协同作用。MnO2的负载可增加复合吸附剂表面官能团的数量和复合吸附剂的电负性,进而提高吸附性能。高能球磨通过提高石墨的比表面积和反应活性提高了MnO2的负载量,并通过增加表面官能团的数量和增强cation-Cπ相互作用增强了复合吸附剂对重金属离子的吸附能力。在石墨废料研究的基础上,初步将纯化石墨浸出渣再生为AIG@MnO2复合吸附剂,对Cd（Ⅱ）的吸附量可达117.6 mg/g,优于先前研究中大部分吸附剂的吸附性能,为今后石墨浸出渣资源化再生的研究奠定了基础。（3）AG@MnO2复合吸附剂对Cd（Ⅱ）的吸附过程符合准二级动力学和Redlich-Peterson热力学模型,ΔGθ的计算值为-5.628 kJ/mol,说明Cd（Ⅱ）在AG@MnO2上的吸附为自发进行的多层吸附,吸附机理包括物理吸附。借助X射线电子能谱以及Zeta电位和pH值的变化,证实了 AG@MnO2对Cd（Ⅱ）的吸附机理包括物理吸附（静电吸附）和化学吸附（离子交换、表面络合）。AG@MnO2复合吸附剂可处理较宽pH范围（pH=4-7）的含镉废水,在吸附过程中稳定存在,且循环使用四次后,AG@MnO2复合吸附剂对镉离子的去除率仍然较高,证明复合吸附剂有一定的实际应用价值。
罗明科[6]（2020）在《生物炭接枝和负载改性及其对重金属砷、镉吸附去除性能》文中进行了进一步梳理我国土壤和水体中重金属砷和镉污染较严重,生物炭由于其具有优异的重金属吸附性能,越来越受科研工作者关注。本文以玉米芯为原料制备生物炭,对其进行7种官能团接枝和元素负载改性研究,优选出高效吸附Cd2+材料氰基接枝生物炭（MBC350）和高效同步去除Cd2+、H2AsO4-离子材料负载TiO2生物炭（BCTD）,研究了制备条件和环境因子对生物炭去除水体和土壤中Cd2+、H2AsO4-影响规律,深入探究了生物炭与砷和镉污染物的作用机理。首先,MBC350制备最佳药剂条件为NaOH 4.5 g/g,尿素14 g/g和丙烯腈1.6 mL/g;BET和FTIR表明改性使MBC350的比表面积及孔体积增大,-CN接枝在生物炭的木质素上;XPS分析得出Cd2+的去除是由于Cd2+与MBC350的-CN形成Cd-N络合物,且与生物炭表面Na+发生了离子交换作用;溶液共存Ca2+、Pb2+、H2AsO4-可降低MBC350对Cd2+吸附能力,而K+、Cl-和NO3-影响较小;准二级动力学和Freundlich模型较好描述MBC350对Cd2+吸附特征,其吸附Cd2+容量为85.65 mg/g。其次,BCTD制备最佳工艺为生物炭水热超声15 min,钛酸丁脂5 mL/g,反应1 h,100℃密闭干燥;结果发现,负载改性极大提高了生物炭的比表面积和总孔体积,并负载大量球状纳米TiO2颗粒,增强了 BCTD化学吸附-络合及离子交换作用,其对Cd2+和H2AsO4-的朗格缪尔吸附量分别可达72.62 mg/g和118.06 mg/g,热力学分析得出砷镉去除过程是吸热自发不可逆反应;在Cd2+和H2AsO4-共存体系中,二者初始浓度<100 mg/L,在BCTD上具有协同吸附作用,反之则具有竞争吸附效应。生物炭对不同类型土壤中重金属镉和砷的钝化试验结果表明,与空白组相比,BCTD对黄壤中镉和砷钝化效率提高了 54.05%和27.37%,对褐土中镉和砷的钝化效率提高了 100%和72.03%,效果显着。机理研究发现,在黄壤中BCTD增加了土壤TN、aK及TOM含量,促进重金属钝化,提高微生物的丰富度及活性;在褐土中BCTD可提高土壤pH、促进重金属的钝化,提高以碳水化合物类和羧酸类为碳源的微生物生长;逐级提取和主成分分析结果显示BCTD使重金属可交换态、还原态转换成残渣态,C/O 比值小的生物炭有利于砷的钝化,比表面积和总孔体积大的生物炭有利于镉的钝化。本研究成果将为农业废弃物资源化及生物炭的推广使用提供借鉴,为水环境中重金属治理及土壤中重金属污染修复提供技术支撑,特别是对共存阴阳重金属离子砷和镉的污染治理具有重要指导意义。
黄加兴[7]（2020）在《石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究》文中指出随着工业和生活水平的提高,药物及个人护理品（PPCPs）在各个领域中大范围使用。虽然PPCPs的半衰期较短,但因为个人和畜牧业过量地使用,从而引起了 PPCPs的假持续性现象。所以,PPCPs在自然水体、饮用水和污水处理厂出水中被频繁检出。PPCPs的长期存在危害水体生态环境以及人体健康,而光催化氧化技术是一种可以直接利用太阳光高效降解废水中PPCPs的方法,因此研究设计新型光催化剂用于降解水中的PPCPs具有重要意义。石墨相氮化碳（g-C3N4）作为一种可见光激发的非金属聚合物光催化材料,具有合适的能带结构和稳定的化学结构,近年来成为环境领域的研究热点。然而,传统方法制备出的g-C3N4存在可见光吸收能力差、比表面较小以及光生电子空穴对复合率高等缺点,因而其在可见光下的光催化活性并不理想,限制了它在各个领域的应用。本研究为了提高g-C3N4在可见光下的光催化性能,通过非金属掺杂和与其他半导体复合等方法对g-C3N4进行改性,设计出高催化活性的新型催化剂并将其应用于光催化降解典型的PPCPs。通过各种表征和实验,系统地研究材料的光催化机理、污染物的光催化降解机理以及水中共存离子对光催化降解的影响,为以后其应用提供理论基础。本研究的主要内容和结果如下:（1）采用一步热聚合法制备了一种新型的磷氧双掺杂石墨相氮化碳（POCN）,对氟喹诺酮类抗生素的光催化降解具有卓越的光催化活性。在模拟可见光的照射下,POCN0.01对恩诺沙星（ENFX）光催化的降解速率常数是纯g-C3N4的6.2倍。根据X射线光电子能谱（XPS）和核磁共振能谱（NMR）的结果,推断P原子取代了 g-C3N4结构中的C原子,而O原子取代了 N原子。POCN0.01的带隙变小、光生载流子复合率降低和比表面积的增大,是其光催化效果的提高主要原因。本研究第一个报道了磷掺杂可以促进活性氧物种（ROS）的生成。通过淬灭实验表明,O2·-是ENFX光催化降解过程中起主要作用的活性物质。此外,通过超高分辨液质联用仪（HRAM LC-MS/MS）检测中间产物和使用Fukui函数预测ENFX的活性位点,提出了 ENFX的光催化降解途径。（2）以聚乙烯吡咯烷酮、六氯环三磷腈、盐酸胍和亲水性锐钛矿TiO2为原料,通过一步热缩合法制备出磷氧双掺杂g-C3N4复合锐钛矿TiO2异质结催化剂（POCN/TiO21-1）。在模拟可见光下,POCN/TiO2 1-1对ENFX具有卓越的光催化降解效果,其光催化活性分别是POCN0.01和TiO2的3.60倍和3.71倍。根据透射电镜的结果可知,亲水性锐钛矿TiO2成功地复合到POCN表面上形成异质结。在P和O双掺杂增强了 g-C3N4的可见光吸附能力和提高电子空穴分离效率的同时,亲水性锐钛矿TiO2纳米颗粒的复合增强了催化剂对亲水性、ENFX的吸附能力以及光生载流子的分离能力。通过H2O2的测定和电子顺磁共振（ESR）的检测结果,证实了 POCN/TiO2 1-1是一种Z机制的异质结光催化剂。通过淬灭实验结果表明,O2·-和h+在光催化降解ENFX过程中起主要作用。本研究还考量了不同pH和水中共存离子对POCN/TiO2 1-1降解ENFX的影响。此外,催化剂在经过三次循环实验后仍然保持着优秀的光催化性能,在光催化降解PPCPs领域具有卓越应用前景。（3）利用植酸和尿素为前驱体,通过一步热缩合反应成功制备了磷掺杂的g-C3N4（PCN）,对吲哚美辛（IDM）的降解具有优异的光催化活性。光催化降解实验结果表明,在可见光光照下PCN对IDM的降解速率是纯g-C3N4（CN）的7.1倍。通过对PCN化学结合态的分析,发现在CN结构中,P原子取代了 C原子。根据电子定位函数分析,P-N拥有更低的电子定位函数（ELF）值,促进了光电子的转移。此外,拥有高价带的Ag2WO4被负载到PCN表面,形成Z型异质结催化剂（30%Ag2WO4/PCN）。异质结的形成不仅促进了催化剂光生载流子的分离,还提高了催化剂所产生h+的氧化能力。30%Ag2WO4/PCN产生的h+能直接氧化H2O和OH-形成.OH。通过淬灭实验结果证实,O2·-是光催化降解体系中的起主要作用活性物质。通过对IDM降解产物测定和其反应位点的预测,推导了 IDM的光催化降解途径。自然水体的光催化实验、循环试验以及水中共存离子的影响结果表明,30%Ag2WO4/PCN在光催化降解IDM废水中具有巨大的应用前景。
程姝[8]（2020）在《两种LDH基复合材料的构筑及其在废水处理中的应用》文中研究表明层状双金属氢氧化物（LDHs）具有带正电荷的无机层,可交换的层间阴离子,大的比表面积,在吸附领域得到广泛使用。并且LDHs具有可见光响应,可调整的电子结构和化学组成等性质,在光催化领域受到关注。LDHs单一的官能团使它们的吸附性能受到限制,低的光生载流子分离效率也抑制了它们的光催化性能。为了改善LDHs的性能,LDH基复合材料引起了科研人员的关注。本工作制备了两种LDH基复合材料,分别用于吸附和光催化研究。主要研究内容及结论如下:（1）Al-Fe2O3/LDH复合物的构筑及吸附性能:采用一步水热法合成了一种新型的铝掺杂的氧化铁装饰的层状双氢氧化物纳米复合材料（Al-Fe2O3/LDH）。对含单一污染物废水处理结果表明,Al-Fe2O3/LDH复合材料对磷酸盐,刚果红（CR）和甲基橙（MO）的吸附容量分别为93.06 mg/g,1363.54 mg/g和577.42 mg/g,并且在第一分钟内就基本达到吸附平衡。层状氢氧化物纳米片与负载型Al掺杂的铁氧化物之间的协同作用增强了复合材料的吸附能力,而Al-Fe2O3/LDH复合材料在溶液中的良好分散性有助于污染物的快速吸附。对含复杂污染物废水处理结果表明,Al-Fe2O3/LDH复合材料表面上有限数量的反应位点对磷酸盐-CR系统中的磷酸盐去除有较大影响,而对磷酸盐-MO系统中的磷酸盐去除影响较小。这是由于吸附物与复合材料活性位点之间相互作用的差异引起的。此外,由铁氧化物中铝掺杂导致的对磷酸盐的特殊亲和力有助于增强磷酸盐的竞争性吸附。Al-Fe2O3/LDH复合材料是通过配体交换形成的内球络合物,静电相互作用以及氢键的形成来有效的去除磷酸盐。（2）Ti O2-4/LDH复合物的构筑及光催化性能:采用水热法合成了独特结构的层状双氢氧化物包覆的有缺陷的Ti O2纳米带（Ti O2-4/LDH）Z型光催化复合材料。对含盐酸四环素废水的处理结果表明,Ti O2-4/LDH Z型光催化剂表现出了优异的光催化降解能力,其降解速率常数分别是LDH,Ti O2-4的5倍和2.5倍。Ti O2纳米带中Ti3+离子以及相关的氧空位的存在将光吸收范围扩展到了可见光区域。LDH和有缺陷的Ti O2纳米带的可见光响应有助于提高Ti O2-4/LDH复合物的光催化活性。在LDH和Ti O2之间的界面上的能带结构的改变促进了电荷载流子的定向传输,这种定向传输遵循直接Z型。直接Z型异质结的构建促进了载流子的分离,这也有助于实现出色的光催化活性。这项工作提供了对直接Z型异质结的理解,并证明了Ti O2-4/LDH异质结构的优异光催化能力。
聂志伟[9]（2019）在《上转换材料/TiO2光催化剂制备及其在海水养殖废水中的应用》文中进行了进一步梳理近年来,随着经济发展,水产养殖业得到突飞猛进的发展。同时,大量养殖废水的排放对周边水域环境造成了巨大的影响。氨氮是养殖废水中的主要污染物之一,其持续的产生量会引起污染物的累积,进而造成生物毒性。在众多的氨氮处理方法中,光催化氧化技术因其成本低、稳定、高效、耗时少、无二次污染、操作简便等优点而受到更多研究者的青睐。本文旨在利用太阳能和高活性催化剂通过催化氧化降解海水养殖废水中的氨氮,利用溶胶凝胶法制备TiO2半导体光催化剂,将CaF2(Tm3+)、Er2O3和Pr11O6三种稀土上转换材料与TiO2复合得到复合纳米光催化剂;采用偶联剂法将聚丙烯多面球与光催化剂结合制得负载型光催化剂;以可见光为光源,海水养殖废水中氨氮作为目标污染物,研究了四种TiO2光催化剂的光催化性能和光催化动力学过程;并采用负载型光催化剂来处理海水中的氨氮,取得较好的效果,为处理海水养殖废水中的氨氮奠定了基础。研究结果如下:（1）利用溶胶凝胶法制备了纳米TiO2,采用XRD、SEM及UV-Vis等方法对自制的纳米TiO2光催化剂进行了粒径、晶型、形貌、组成及其化学性质的表征。对比研究了TiO2光催化剂在可见/紫外光激发下对海水养殖废水中氨氮的去除情况,研究了各个反应条件,包括TiO2投加量、氨氮初始浓度、H2O2浓度、pH以及光照时间对降解海水养殖废水中氨氮的影响。得出以下结论:自制所得的TiO2光催化剂较为稳定,活性较高,晶型为锐钛型,粒径在15-25 nm范围内。相同条件下,紫外光下去除率均高于可见光下的去除率,平均去除率约在60-70%范围内,在可见光下氨氮去除率均较低,大约在30-40%范围内。（2）利用溶胶凝胶法制备了CaF2(Tm3+)/TiO2、Er2O3/TiO2和Pr6O11/TiO2复合光催化剂,研究了催化剂掺杂比、催化剂投加量、氨氮初始浓度、H2O2浓度、pH值和光照时间对降解海水养殖废水中氨氮的影响,对光催化条件进行优化,得到以下结论:CaF2(Tm3+)/TiO2、Er2O3/TiO2和Pr6O11/TiO2复合光催化剂颗粒分散性好,平均粒径分别为20.67、44.95和19.96 nm,光催化氧化海水养殖废水中氨氮的优化条件分别是:催化剂掺杂比15、40和40%,投加量0.2、0.4和0.8g/L,氨氮初始浓度80、100和80mg/L,H2O2浓度均为0.3g/L,pH为10、8和8,可见光照时长2.5、3和4h,通过验证实验得出氨氮去除率分别为63.26%、81.63%、75.78%。各因素对氨氮去除效果影响因素大小顺序为:pH>投加量>反应时间>氨氮初始浓度>催化剂掺杂比>H2O2浓度;投加量>pH=催化剂掺杂比>反应时间>氨氮初始浓度>H2O2浓度;pH=催化剂掺杂比>反应时间>氨氮初始浓度>投加量>H2O2浓度。（3）采用萘乙二胺分光光度法、紫外分光光度法对反应结束后溶液中的亚硝酸盐和硝酸盐进行测定。在各复合光催化剂去除氨氮的最优条件下,对海水养殖废水中其它主要污染物,包括亚硝酸盐、硝酸盐和磷酸盐,进行了去除实验,得出以下结论:在实验室条件下,TiO2光催化降解氨氮得到的最终实验产物为N2。三种复合光催化剂对亚硝酸盐、硝酸盐和磷酸盐均有较好的去除率,其中,亚硝酸盐去除率约为60-70%;硝酸盐去除率约为50-70%;磷酸盐去除率较低,约为40-60%。Pr11O6/TiO2复合光催化剂对三种污染物的去除效果均高于其它两种催化剂,这说明Pr11O6/TiO2复合光催化剂的光催化活性高于其它两种。（4）考察了光催化剂掺杂比、投加量、氨氮初始浓度以及H2O2浓度四个因素分别对反应动力学的影响,并对数据进行了一级反应速率方程处理,结果显示Er2O3/TiO2复合光催化剂去除海水养殖废水中氨氮的一级反应速率方程拟合相关系数R2均大于0.94,拟合效果较好,符合一级反应动力学特征。在L-H模型的基础上,计算得到总光催化氧化动力学方程式,依此得出结论:在一定条件下,氨氮初始浓度对光催化反应速率有显着影响。各因素对Er2O3/TiO2复合光催化剂降解海水养殖废水中氨氮的影响程度依次为:氨氮初始浓度>H2O2浓度≈催化剂掺杂比>投加量。投加量与反应速率呈正相关关系,掺杂比、氨氮初始浓度和H2O2浓度与反应速率呈现负相关关系,也就是说在一定范围内,Er2O3/TiO2复合光催化剂投加量对光催化氧化反应的进行有利,后三个因素则会抑制光催化氧化的进行。（5）采用钛酸酯偶联剂法制备出了负载于聚丙烯多面球上的负载型光催化剂,考察了三种稀土元素掺杂负载型光催化剂对海水养殖废水中氨氮的去除效果,考察了三种负载型光催化剂的光催化性能及各个反应条件,包括催化剂负载量、氨氮初始浓度、光照时间和催化剂回收次数对去除海水养殖废水中氨氮的影响,得出以下结论:通过钛酸酯偶联剂法制得的负载型光催化剂覆盖性好,颗粒在聚丙烯多面球表面分布均匀,适量负载量的负载型光催化剂在海水中不会脱落,且制得的负载型光催化剂光催化活性较好。相较于纯TiO2,三种稀土离子掺杂的复合光催化具有较强的光催化活性,三种复合光催化剂的光催化活性顺序为:Pr6O11/TiO2>Er2O3/TiO2>CaF2(Tm3+)/TiO2。负载型光催化剂处理海水养殖废水中氨氮时间短、速度快、去除率高。当催化剂负载量为0.3g,海水中氨氮浓度为100mg/L,海水pH为8,加入1mL0.3g/L的过氧化氢,可见光下反应6h后,氨氮去除率可达73.59%。负载型光催化剂可以进行至少三次回收利用,回收的负载型光催化剂损失较少,且都能够维持着较好的光催化活性和吸附性能。
崔笑笑[10]（2019）在《碳纳米管复合材料的制备及对镓的吸附研究》文中研究指明本文合成了二氧化钛/碳纳米管介孔复合材料和五倍子单宁/碳纳米管复合材料,通过一系列表征及实验验证了材料的可行性,以及研究了复合材料对镓离子的吸附性能和机理,结果如下:介孔二氧化钛/碳纳米管复合材料的合成是以碳纳米管为基体,二氧化钛为吸附源,用简单的一锅法将二者以Ti-O-C键结合。为提高复合材料的表面光学活性,需要同时提高其结晶度和比表面积。所以本文通过退火的方法将复合材料从中晶质转变为多孔单晶以增强对镓的吸附能力。研究发现,在弱酸和弱碱酸度下,不同退火温度下的复合材料（300-CNT-TiO2、400-CNT-TiO2和600-CNT-TiO2）对镓有一定的吸附效果。pH 3时,吸附剂对镓的吸附效果最好。300-CNT-TiO2、400-CNT-TiO2和600-CNT-TiO2在pH 3的酸度下的最大吸附量分别达118.85、136.63和30.36 mg·g-1。可见400℃退火后的碳纳米管/二氧化钛吸附剂（400-CNT-TiO2）对镓的吸附量最大。镓离子的吸附随时间变化的非线性拟合符合拟二阶动力学;热力学参数表明吸附为吸热自发熵增过程。通过XRD和拉曼光谱说明退火后的结晶性增强且为典型的锐钛矿型,通过BET分析,复合材料为IV型吸附等温线,为介孔材料。通过FT-IR及XPS分析确定吸附机理为-OH与Ga（III）之间的离子交换作用。在Al和Ge混合离子共存的条件下,400-CNT-TiO2对镓表现出了较好的选择性。同时,该复合材料具有良好的循环再生能力。为了进一步缩短制备周期,简化制备过程,提高镓的吸附,采用超快、简便的微波水热法合成了五倍子单宁/碳纳米管（CNT-GT）复合材料。该材料用偶联剂二环己基碳二亚胺（DCC）将羧酸化碳纳米管（CNT-COOH）与五倍子单宁以酯键结合。通过一系列的表征手段如红外,拉曼,透射,官能团滴定,热重,比表面积分析,证明五倍子单宁与碳纳米管复合成功。与羧酸化的CNT-COOH和非微波条件下的N-CNT-GT相比,吸附剂CNT-GT对镓离子具有优越的吸附性能,最大吸附量可达170.8 mg·g-1。吸附机理为Ga（OH）2+、Ga（OH）2+、Ga3+与吸附剂表面羟基的氢进行离子交换。CNT-GT不仅具有较好的选择性,而且具有良好的循环性能。总而言之,本文所述方法是制备高效吸附剂的一种快速、简便的方法,对环境的应用具有一定的意义。
二、Treatment of manganese wastewater from titanium dioxide plant using complex phosphate（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、Treatment of manganese wastewater from titanium dioxide plant using complex phosphate（论文提纲范文）
（1）钛基MOFs制备及吸附除磷应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1.课题研究背景 |
| 1.1.1.全国水质富营养化的现状 |
| 1.1.2.水体富营养化的危害 |
| 1.2.水体中除磷的研究 |
| 1.2.1.水体中磷的来源 |
| 1.2.2.水体中磷的存在形式 |
| 1.2.3.水体除磷的方法 |
| 1.3.吸附法除磷的研究 |
| 1.3.1.吸附剂的种类 |
| 1.3.2.吸附机制分析 |
| 1.4.金属有机骨架MOFs的简介及应用 |
| 1.4.1.MOFs材料的分类 |
| 1.4.2.MOFs材料的合成方法 |
| 1.4.3.MOFs材料在吸附领域的应用 |
| 1.5.课题研究目的、意义及主要研究内容 |
| 1.5.1.课题的研究目的、意义 |
| 1.5.2.课题的主要研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1.实验材料 |
| 2.1.1.实验试剂 |
| 2.1.2.实验仪器和设备 |
| 2.2.材料的合成 |
| 2.2.1.Ti-MOFs的合成 |
| 2.2.2.Ti-MOFs-NH_2的合成 |
| 2.3.材料的表征方法 |
| 2.4.批量吸附除磷实验步骤 |
| 2.4.1.实验前处理 |
| 2.4.2.吸附剂投加量对吸附效果的影响 |
| 2.4.3.pH对吸附效果的影响 |
| 2.4.4.吸附时间对吸附效果的影响 |
| 2.4.5.磷酸盐初始浓度和温度对吸附效果的影响 |
| 2.4.6.共存离子对吸附效果的影响 |
| 2.5.吸附实验数据计算及分析方法 |
| 2.5.1.吸附剂去除率百分比和吸附量的计算 |
| 2.5.2.吸附动力学分析 |
| 2.5.3.吸附等温线分析 |
| 2.5.4.吸附热力学分析 |
| 第三章 Ti-MOFs吸附除磷的性能研究 |
| 3.1.引言 |
| 3.2.Ti-MOFs材料的表征分析 |
| 3.3.Ti-MOFs吸附除磷的影响因素的研究 |
| 3.3.1.吸附剂投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3.2.溶液p H对吸附效果的影响 |
| 3.3.3.吸附时间对吸附效果的影响 |
| 3.3.4.磷溶液初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.3.5.温度对吸附效果的影响 |
| 3.3.6.共存离子对吸附效果的影响 |
| 3.4.Ti-MOFs的吸附动力学分析 |
| 3.5.Ti-MOFs的吸附等温线分析 |
| 3.6.Ti-MOFs的吸附热力学分析 |
| 3.7.Ti-MOFs吸附前后材料对比 |
| 3.7.1.Ti-MOFs吸附前后SEM分析 |
| 3.7.2.Ti-MOFs吸附前后XRD分析 |
| 3.7.3.Ti-MOFs吸附前后FT-IR分析 |
| 3.7.4.Ti-MOFs吸附前后XPS分析 |
| 3.8.本章小结 |
| 第四章 Ti-MOFs-NH_2吸附除磷的性能研究 |
| 4.1.引言 |
| 4.2.Ti-MOFs-NH_2材料的表征分析 |
| 4.3.Ti-MOFs-NH_2吸附除磷的影响因素的研究 |
| 4.3.1.吸附剂投加量对吸附效果的影响 |
| 4.3.2.溶液p H对吸附效果的影响 |
| 4.3.3.吸附时间对吸附效果的影响 |
| 4.3.4.磷溶液初始浓度对吸附效果的影响 |
| 4.3.5.温度对吸附效果的影响 |
| 4.3.6.共存离子对吸附效果的影响 |
| 4.4.Ti-MOFs-NH_2的吸附动力学分析 |
| 4.5.Ti-MOFs-NH_2的吸附等温线分析 |
| 4.6.Ti-MOFs-NH_2的吸附热力学分析 |
| 4.7.Ti-MOFs-NH_2吸附前后材料对比 |
| 4.7.1.Ti-MOFs-NH_2吸附前后SEM分析 |
| 4.7.2.Ti-MOFs-NH_2吸附前后XRD分析 |
| 4.7.3.Ti-MOFs-NH_2吸附前后FT-IR分析 |
| 4.7.4.Ti-MOFs-NH_2吸附前后XPS分析 |
| 4.8.Ti-MOFs-NH_2的吸附机理 |
| 4.9.本章小结 |
| 第五章 Ti-MOFs-NH_2再生和实际应用前景 |
| 5.1.引言 |
| 5.2.实验部分 |
| 5.3.Ti-MOFs-NH_2再生效果 |
| 5.4.Ti-MOFs-NH_2实际应用 |
| 5.5.本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介及硕士在读期间发表论文题录 |
（2）二氧化钛复合磷酸银光催化剂的制备及其对典型PPCPs的催化降解作用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 药品及个人护理品污染现状 |
| 1.1.2 药品及个人护理品治理技术 |
| 1.1.2.1 常规处理技术 |
| 1.1.2.2 物理去除技术 |
| 1.1.2.3 高级氧化技术 |
| 1.1.3 舒必利、卡马西平污染与治理现状 |
| 1.2 光催化氧化技术 |
| 1.2.1 二氧化钛纳米管 |
| 1.2.2 磷酸银 |
| 1.2.3 复合纳米催化剂 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂的制备及光催化性能测试 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 材料与仪器 |
| 2.2.2 TiO_2纳米管的制备 |
| 2.2.3 Ag_3PO_4的制备 |
| 2.2.4 TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂的制备 |
| 2.2.5 实验设计和方案 |
| 2.2.6 表征方法 |
| 2.2.6.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.6.2 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.6.3 紫外可见分光光度(UV-Vis) |
| 2.2.7 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Ag_3PO_4的形貌 |
| 2.3.2 不同阳极氧化时间下TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂的形貌 |
| 2.3.3 不同电解液条件下TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂的形貌 |
| 2.3.4 不同煅烧阶段下TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂的形貌 |
| 2.3.5 催化剂的其他表征 |
| 2.3.5.1 XRD表征 |
| 2.3.5.2 UV-Vis表征 |
| 2.3.5.3 瞬时光电流表征 |
| 2.3.5.4 荧光测试 |
| 2.3.6 催化剂的光催化性能测试 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂降解舒必利和卡马西平的性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 材料与仪器 |
| 3.2.2 实验设计和方案 |
| 3.2.3 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TiO_2/Ag_3PO_4 复合材料光催化降解舒必利、卡马西平影响因素分析 |
| 3.3.1.1 pH对光催化降解过程的影响 |
| 3.3.1.2 常见离子对光催化降解过程的影响 |
| 3.3.1.3 实际水体中TiO_2/Ag_3PO_4 催化剂对舒必利的催化降解 |
| 3.3.2 催化剂的重复利用性能 |
| 3.3.3 TiO_2/Ag_3PO_4 复合材料催化降解舒必利、卡马西平机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 TiO_2/Ag_3PO_4 复合纳米催化剂协同过硫酸盐的催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 材料与仪器 |
| 4.2.2 实验设计和方案 |
| 4.2.3 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 TiO_2/Ag_3PO_4 复合材料与过硫酸盐协同机理分析 |
| 4.3.2 TiO_2/Ag_3PO_4 复合材料协同过硫酸盐催化降解舒必利影响因素分析 |
| 4.3.2.1 过硫酸盐浓度对协同光催化降解过程的影响 |
| 4.3.2.2 pH对协同光催化降解过程的影响 |
| 4.3.2.3 常见离子对协同光催化降解过程的影响 |
| 4.3.2.4 实际水体中协同体系对舒必利的催化降解 |
| 4.3.3 TiO_2/Ag_3PO_4 复合材料协同过硫酸盐催化降解舒必利机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（3）辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铀基本情况概述 |
| 1.2 微生物与铀相互作用研究现状 |
| 1.2.1 微生物吸附固定铀 |
| 1.2.2 微生物还原铀 |
| 1.3 半导体矿物光催化去除U(Ⅵ)及重金属离子研究现状 |
| 1.3.1 半导体矿物光催化反应机理 |
| 1.3.2 半导体矿物光催化还原U(Ⅵ)及重金属离子 |
| 1.4 微生物与矿物的相互作用研究 |
| 1.5 γ射线作用于矿物的研究现状 |
| 1.6 γ射线作用于微生物的研究现状 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 γ射线改变半导体矿物光电活性的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 半导体矿物的选取 |
| 2.1.3 U(Ⅵ)储备液的配置 |
| 2.1.4 半导体矿物辐照实验 |
| 2.1.5 γ射线辐照前后半导体矿物的光电响应实验 |
| 2.1.6 样品表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 半导体矿物辐照前后的物相结构分析 |
| 2.2.2 半导体矿物辐照前后的禁带宽度分析 |
| 2.2.3 半导体矿物辐照前后的元素化学形态分析 |
| 2.2.4 半导体矿物辐照前后的瞬态光电流响应 |
| 2.2.5 γ射线辐照前后半导体矿物电极光催化还原U(Ⅵ)的效果分析 |
| 2.2.6 γ射线对半导体矿物光电活性改变的机理探讨 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验菌株的选取及培养 |
| 3.1.3 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应影响实验 |
| 3.1.4 检测方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 半导体矿物光电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应研究 |
| 3.2.2 半导体矿物辐照电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应 |
| 3.2.3 两种微生物利用半导体矿物光电子和辐照电子的比较分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与材料 |
| 4.1.2 半导体矿物电极的制备 |
| 4.1.3 半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的实验 |
| 4.1.4 偶氮胂Ⅲ显色法测试U(Ⅵ)的浓度 |
| 4.1.5 U(Ⅵ)还原效率的评价 |
| 4.1.6 羟基自由基的测试 |
| 4.2 γ射线辐照/模拟日光照射下二氧化钛催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.1 模拟日光照射下P25光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.2 γ射线辐照下P25催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.3 模拟日光照射下锐钛矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3 γ射线辐照/模拟日光照射下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.1 模拟日光照射下闪锌矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.2 γ射线辐照下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.4 γ射线辐照/模拟日光作用下半导体矿物调控U(Ⅵ)价态的的机理探讨 |
| 4.4.1 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物调控U(Ⅵ)的价态机理探讨 |
| 4.4.2 能量利用效率及转换效果计算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)的相互作用研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 微生物的培养 |
| 5.1.3 微生物干湿比的计算 |
| 5.1.4 自然光照下的批次吸附实验 |
| 5.1.5 γ射线辐照作用下微生物对U(Ⅵ)的吸附实验 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 自然光照下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.2 丫射线辐照作用下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.3 自然光照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.4 γ射线辐照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.5 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)相互作用机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)的价态调控研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验试剂与材料 |
| 6.1.2 微生物的制备 |
| 6.1.3 光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.1.4 光电能微生物与半导体矿物电极共存对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 模拟日光照射下两种光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.2 γ射线辐照/模拟日光照射下微生物与半导体矿物电极共存体系对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.3 γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)价态调控的机理探讨 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）含氧酸盐光催化剂去除水中污染物的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 光催化的发现和定义 |
| 1.3 光催化技术在环境污染治理上的应用 |
| 1.3.1 环境污染治理 |
| 1.3.2 光催化环境污染治理的机理特点 |
| 1.4 光催化技术基本原理及其与水处理的联系 |
| 1.4.1 半导体能带理论和光子作用机制 |
| 1.4.2 光生空穴电子的跃迁复合机制 |
| 1.5 影响光催化水处理性能的主要因素 |
| 1.5.1 光催化材料的晶体和电子结构 |
| 1.5.2 晶格缺陷 |
| 1.5.3 表面和界面结构 |
| 1.6 光催化剂的活性和能效提高研究进展 |
| 1.7 光催化剂常见制备和理论计算方法 |
| 1.7.1 静电纺丝制备技术 |
| 1.7.2 水热制备技术 |
| 1.7.3 基于量子力学的理论计算 |
| 1.8 含氧酸盐的特点及在光催化水处理方面的应用 |
| 1.8.1 含氧酸盐的特点 |
| 1.8.2 非金属含氧酸盐在光催化水处理方面的应用 |
| 1.9 本论文的研究目的和意义 |
| 1.10 本论文的研究内容和技术路线 |
| 1.10.1 主要研究内容 |
| 1.10.2 研究技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 化学试剂 |
| 2.2 含氧酸盐催化剂的制备与实验方法 |
| 2.2.1 磷酸铋的制备 |
| 2.2.2 Cu_2(OH)PO_4光催化剂的合成 |
| 2.2.3 铌酸锂的合成与实验 |
| 2.2.4 不同暴露晶面钒酸铋单晶的合成与晶胞参数 |
| 2.2.5 水质模型与污染物选择 |
| 2.2.6 磷酸铋光催化降解实验 |
| 2.2.7 光催化活化PMS和降解实验 |
| 2.2.8 光催化还原硝酸盐实验方法 |
| 2.2.9 光催化还原溴酸盐实验方法 |
| 2.2.10 Cu_2(OH)PO_4计算方法 |
| 第3章 磷酸铋基光催化剂光催化氧化去除2,4-DCP的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料的表征分析 |
| 3.3 硫酸根增强BiPO_4光氧化降解2,4-DCP的性能分析 |
| 3.4 硫酸根自由基的产生机制分析 |
| 3.4.1 降解活性物质的确定 |
| 3.4.2 ESR自由基测定 |
| 3.5 光催化活化硫酸根的机理 |
| 3.5.1 能带位置的判定 |
| 3.5.2 自由基吸附能的计算 |
| 3.6 宽禁带磷酸铋的改性 |
| 3.6.1 BiPO_4-Bi_2O_2(OH)(N0_3)异质结构的物相和形貌分析 |
| 3.6.2 BiPO_4-Bi_2O_2(OH)(NO_3)的紫外吸收光谱分析 |
| 3.6.3 光催化过程活性自由基的确定 |
| 3.7 BiPO_4-Bi_2O_2(OH)(NO_3)光催化氧化2,4-DCP的性能和机理探究 |
| 3.7.1 BiPO_4-Bi_2O_2(OH)(NO_3)氧化降解2,4-DCP的性能 |
| 3.7.2 自由基清除剂确定自由基的组成 |
| 3.7.3 光催化降解过程Z型异质结构的形成机制 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 可见光Cu_2(OH)PO_4光催化剂活化PMS氧化降解2,4-DCP的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Cu_2(OH)PO_4的结构表征 |
| 4.3 Cu_2(OH)PO_4光催化活化PMS降解实验 |
| 4.3.1 Cu_2(OH)PO_4光催化活化PMS降解2,4-DCP的性能分析 |
| 4.3.2 降解2,4-DCP的稳定性分析 |
| 4.4 Cu_2(OH)PO_4光催化活化PMS机理分析 |
| 4.4.1 Cu_2(OH)PO_4的能带分析 |
| 4.4.2 Cu_2(OH)PO_4的态密度和电子转移势分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 非线性光学材料LiNbO_3还原硝酸盐的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 铌酸锂的物相性质分析 |
| 5.2.1 铌酸锂的结构和形貌分析 |
| 5.2.2 铌酸锂的能带分析 |
| 5.3 铌酸锂光催化还原反硝化效果 |
| 5.4 铌酸锂光催化还原反硝化的机理 |
| 5.4.1 铌酸锂反硝化过程中的极化机制 |
| 5.4.2 非线性极化引起的硝酸盐选择性吸附增强 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 不同暴露活性晶面BiVO_4单晶可见光催化还原溴酸盐的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 钒酸铋材料的物相表征分析 |
| 6.2.1 钒酸铋的结构形貌 |
| 6.2.2 钒酸铋的表面价态分析 |
| 6.3 钒酸铋单晶可见光催化还原溴酸盐的评价 |
| 6.3.1 钒酸铋单晶光催化还原溴酸盐的速率测定 |
| 6.3.2 钒酸铋可见光还原溴酸盐的稳定性 |
| 6.4 钒酸铋单晶溴酸盐还原活性物质的确定 |
| 6.5 不同晶面钒酸铋的电子结构特征 |
| 6.5.1 不同晶面暴露钒酸铋单晶的光谱分析 |
| 6.5.2 钒酸铋不同暴露晶面与溴酸盐还原的关系 |
| 6.5.3 不同晶面暴露钒酸铋的能带计算与溴酸盐还原的关系 |
| 6.5.4 不同晶面暴露钒酸铋溴酸盐还原过程中电子的取向转移 |
| 6.6 钒酸铋还原溴酸盐的机理及其晶面依存性 |
| 6.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）废旧石墨负极资源化利用研究及其在重金属吸附过程中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 锂离子电池概述 |
| 1.1.1 锂离子电池的结构与组成 |
| 1.1.2 商业锂离子电池负极的发展及应用 |
| 1.2 废旧石墨负极的资源化再生 |
| 1.2.1 废旧石墨负极回收与再生的必要性 |
| 1.2.2 废旧石墨负极回收与再生现状 |
| 1.3 废旧石墨负极再生为重金属吸附剂的研究现状 |
| 1.3.1 再生为重金属吸附剂的现状与问题 |
| 1.3.2 提高吸附剂吸附性能的改性方法 |
| 1.4 研究思路和研究内容 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 废旧石墨负极的杂质分析与脱除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 废旧石墨负极的杂质分析 |
| 2.3.1 第一类废旧石墨负极的杂质分析 |
| 2.3.2 第二类废旧石墨负极的杂质分析 |
| 2.4 杂质的性质和除杂方法 |
| 2.5 废旧石墨负极的除杂 |
| 2.5.1 杂质成分的分析 |
| 2.5.2 除杂方法的选取 |
| 2.5.3 除杂结果分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 机械力活化法活化废旧石墨制备高效复合重金属吸附剂 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂和仪器 |
| 3.2.2 表征方法 |
| 3.2.3 复合吸附剂制备方法 |
| 3.2.4 吸附实验方法 |
| 3.3 机械力活化法提高复合吸附剂的吸附性能 |
| 3.3.1 机械力活化条件对吸附性能的影响 |
| 3.3.2 不同吸附剂对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)吸附性能的对比 |
| 3.4 纯化石墨、活化石墨和复合吸附剂的表征 |
| 3.5 吸附性能提升的机理 |
| 3.6 石墨浸出渣在重金属吸附过程中的初步应用 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 复合吸附剂的吸附性能与吸附机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂和仪器 |
| 4.2.2 表征方法 |
| 4.2.3 吸附实验方法 |
| 4.2.4 吸附动力学模型 |
| 4.2.5 吸附等温线 |
| 4.2.6 吸附热力学 |
| 4.2.7 解吸实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同吸附条件对吸附性能的影响 |
| 4.3.2 吸附动力学 |
| 4.3.3 吸附等温线 |
| 4.3.4 吸附热力学 |
| 4.3.5 吸附机理 |
| 4.3.6 复合吸附剂稳定性 |
| 4.3.7 循环吸附性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 建议和展望 |
| 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 |
（6）生物炭接枝和负载改性及其对重金属砷、镉吸附去除性能（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 重金属砷和镉污染概况 |
| 2.1.1 砷和镉污染现状 |
| 2.1.2 砷和镉污染危害 |
| 2.2 砷和镉污染物的治理方法 |
| 2.2.1 水体中砷和镉污染物去除方法 |
| 2.2.2 土壤中砷和镉污染物修复技术 |
| 2.3 生物炭简介 |
| 2.3.1 生物炭来源及制备 |
| 2.3.2 生物炭的结构特征 |
| 2.3.3 生物炭常用改性方法 |
| 2.4 生物炭在污水处理中的应用 |
| 2.4.1 生物炭在水体中的作用机制 |
| 2.4.2 环境因素对重金属去除的影响 |
| 2.4.3 生物炭对水体中重金属污染物去除研究 |
| 2.5 生物炭在土壤修复领域中的应用 |
| 2.5.1 生物炭对土壤理化性质的影响 |
| 2.5.2 生物炭对土壤养分的影响 |
| 2.5.3 生物炭对土壤微生态环境的影响 |
| 2.5.4 生物炭对土壤中重金属污染物修复研究 |
| 2.6 存在问题 |
| 3 研究内容与试验方法 |
| 3.1 研究目标 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 试验材料及仪器设备 |
| 3.4.1 试验材料 |
| 3.4.2 试验主要药剂 |
| 3.4.3 试验主要仪器设备 |
| 3.5 研究方案 |
| 3.5.1 生物炭改性方法的优选及其吸附特征 |
| 3.5.2 氰基接枝生物炭对镉吸附性能及机理研究 |
| 3.5.3 负载二氧化钛生物炭同步去除砷和镉的性能及机理研究 |
| 3.5.4 改性生物炭对褐土及黄壤中砷和镉的钝化作用研究 |
| 3.6 评价指标及检测方法 |
| 3.6.1 评价指标 |
| 3.6.2 检测方法 |
| 3.6.3 表征方法 |
| 4 生物炭改性方法的优选及改性机理研究 |
| 4.1 生物炭接枝改性及其吸附特性分析 |
| 4.1.1 -SO_3H接枝改性生物炭(SBC) |
| 4.1.2 -NO_2接枝改性生物炭(NBC) |
| 4.1.3 -NH_2接枝改性生物炭(CBC) |
| 4.1.4 -CN接枝改性生物炭(MBC) |
| 4.2 生物炭负载改性及其吸附特性分析 |
| 4.2.1 负载TiO_2生物炭(BCTD) |
| 4.2.2 负载MnO_2生物炭(BCMD) |
| 4.2.3 负载FeS生物炭(BCFS) |
| 4.3 去除镉/砷生物炭改性方法优选 |
| 4.4 氰基生物炭接枝改性机理研究 |
| 4.4.1 比表面积和孔径分布规律 |
| 4.4.2 形貌特征分析 |
| 4.4.3 表面元素组成 |
| 4.4.4 表面官能团分析 |
| 4.5 负载二氧化钛生物炭改性机理研究 |
| 4.5.1 比表面积和孔径分布规律 |
| 4.5.2 形貌特征分析 |
| 4.5.3 表面元素组成 |
| 4.5.4 表面元素价态分析 |
| 4.5.5 表面官能团分析 |
| 4.5.6 负载稳定性分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 氰基接枝生物炭对镉的吸附性能及机理研究 |
| 5.1 氰基生物炭制备条件优化 |
| 5.1.1 生物炭热解温度的影响 |
| 5.1.2 改性碱度的影响 |
| 5.1.3 尿素的影响 |
| 5.1.4 丙烯腈的影响 |
| 5.2 环境因素对氰基生物炭吸附性能的影响 |
| 5.2.1 初始pH对吸附效果的影响 |
| 5.2.2 阳离子K+、Ca~(2+)、Pb~(2+)对吸附效果的影响 |
| 5.2.3 阴离子Cl~-、NO_3~-、H_2AsO_4~-对吸附效果的影响 |
| 5.3 氰基生物炭对Cd(Ⅱ)的吸附性能研究 |
| 5.3.1 氰基生物炭投加量分析 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.3.3 等温吸附曲线 |
| 5.4 氰基生物炭去除重金属机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 负载二氧化钛生物炭同步去除砷和镉的性能及机理研究 |
| 6.1 负载二氧化钛生物炭制备条件优化 |
| 6.1.1 钛酸四丁脂用量对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.1.2 负载时间对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.1.3 干燥温度对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.1.4 通风条件对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.2 环境因素对负载二氧化钛生物炭吸附性能的影响 |
| 6.2.1 初始pH对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.2.2 阳离子Ca~(2+)、K~+对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.2.3 阴离子Cl~-、NO_3~-对负载生物炭吸附效果的影响 |
| 6.3 负载二氧化钛生物炭同步去除砷和镉的性能分析 |
| 6.3.1 投加量分析 |
| 6.3.2 吸附动力学 |
| 6.3.3 吸附热力学 |
| 6.3.4 等温吸附曲线 |
| 6.4 As(Ⅴ)和Cd(Ⅱ)之间的相互影响 |
| 6.4.1 As(Ⅴ)对BCTD吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 6.4.2 Cd(Ⅱ)对BCTD吸附As(Ⅴ)的影响 |
| 6.5 负载二氧化钛生物炭同步去除砷和镉的机理研究 |
| 6.5.1 生物炭表面元素变化分析 |
| 6.5.2 生物炭表面元素价态分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 生物炭对褐土及黄壤中砷和镉的钝化作用研究 |
| 7.1 生物炭对土壤性质的影响 |
| 7.1.1 土壤pH |
| 7.1.2 土壤TOM |
| 7.2 生物炭对土壤养分的影响 |
| 7.2.1 土壤TN |
| 7.2.2 土壤有效态P |
| 7.2.3 土壤有效态K |
| 7.3 生物炭对土壤中砷和镉钝化效果研究 |
| 7.3.1 砷和镉钝化效果研究 |
| 7.3.2 生物炭对土壤中砷和镉形态转化影响 |
| 7.4 生物炭对土壤微生物代谢多样性的影响 |
| 7.4.1 微生物AWCD值分析 |
| 7.4.2 多样性指数分析 |
| 7.4.3 微生物群落利用碳源类型 |
| 7.5 不同生物炭处理的土壤环境因子主成分分析 |
| 7.5.1 北京褐土环境因子主成分分析 |
| 7.5.2 贵州黄壤环境因子主成分分析 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 结论 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 药物与个人护理品概述 |
| 1.1.1 PPCPs的种类 |
| 1.1.2 环境中PPCPs的主要来源 |
| 1.1.3 PPCPs在环境中的迁移和转化 |
| 1.1.4 PPCPs的生态毒性 |
| 1.1.5 PPCPs的处理技术 |
| 1.2 光催化技术概述 |
| 1.2.1 光催化降解的机理 |
| 1.3 石墨相氮化碳的简介 |
| 1.3.1 石墨相氮化碳的制备方法 |
| 1.3.2 石墨相氮化碳的改性方法 |
| 1.4 本文的研究思路 |
| 1.4.1 课题的研究目标 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 1.4.3 课题的研究意义 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 非金属磷氧双掺杂石墨相氮化碳光催化剂的制备及其光催化降解氟喹诺酮类抗生素的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 催化剂的制备 |
| 2.2.3 催化剂的表征 |
| 2.2.4 光催化降解FQs |
| 2.2.5 光催化降解过程中活性物种的检测 |
| 2.2.6 理论计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征 |
| 2.3.2 光催化活性研究 |
| 2.3.3 光催化机理研究 |
| 2.3.4 恩诺沙星的光催化降解途径 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 磷氧双掺杂石墨相氮化碳复合二氧化钛异质结光催化剂的制备及其光催化降解恩诺沙星的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 材料的制备 |
| 3.2.3 催化剂的表征 |
| 3.2.4 光催化活性研究 |
| 3.2.5 活性物种的测定 |
| 3.2.6 光催化过程中双氧水浓度的测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 光催化活性的研究 |
| 3.3.3 光催化机理 |
| 3.3.4 降解途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 钨酸银复合超薄磷掺杂石墨相氮化碳纳米片异质结催化剂的制备及对吲哚美辛的光催化降解 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 催化剂的制备 |
| 4.2.3 催化剂的表征 |
| 4.2.4 光催化活性的测定 |
| 4.2.5 活性物种的测定 |
| 4.2.6 理论计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 光催化活性的研究 |
| 4.3.3 光催化机理 |
| 4.3.4 光催化降解途径 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论和展望 |
| 主要结论 |
| 创新点 |
| 不足和建议 |
| 参考文献 |
| 附录1 其他研究工作 从纺织印染污泥中分离得到的Pigmentiphaga daeguensis对低浓度苯胺微生物降解研究 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（8）两种LDH基复合材料的构筑及其在废水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.1.1 含染料废水 |
| 1.1.2 含磷废水 |
| 1.1.3 含抗生素废水 |
| 1.2 废水处理方法 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 物理法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 LDH基材料处理水污染现状 |
| 1.3.1 LDH基吸附材料 |
| 1.3.2 LDH基光催化材料 |
| 1.4 研究意义与思路 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究思路 |
| 第2章 Al-Fe_2O_3/LDH复合物的构筑及吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 药品和仪器 |
| 2.2.2 Al-Fe_2O_3/LDH样品的制备 |
| 2.2.3 样品表征 |
| 2.2.4 吸附实验步骤 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 吸附剂的表征分析 |
| 2.3.2 Al-Fe_2O_3/LDH和 Al-Fe_2O_3 的吸附性能 |
| 2.3.3 吸附性能的影响因素 |
| 2.3.4 1Al-Fe_2O_3/LDH处理混合废水的性能研究 |
| 2.3.5 吸附机理 |
| 2.3.6 吸附剂稳定性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 TiO_2-4/LDH复合物的构筑及光催化性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 药品和仪器 |
| 3.2.2 样品的制备 |
| 3.2.3 样品表征 |
| 3.2.4 光催化降解过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 形态结构 |
| 3.3.2 晶体和化学结构 |
| 3.3.3 电化学性质和能带研究 |
| 3.3.4 光催化性能和直接Z型机理 |
| 3.3.5 光催化机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）上转换材料/TiO2光催化剂制备及其在海水养殖废水中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海水养殖废水的特点及处理现状 |
| 1.1.1 海水养殖废水简介 |
| 1.1.2 海水养殖废水的危害及特点 |
| 1.1.3 海水养殖废水的组成 |
| 1.1.4 海水养殖废水处理方法 |
| 1.2 国内外研究现状和发展趋势 |
| 1.2.1 光催化氧化原理 |
| 1.2.2 TiO_2 光催化性质 |
| 1.2.3 TiO_2 光催化剂研究现状 |
| 1.2.4 纳米二氧化钛的制备方法 |
| 1.2.5 上转换材料研究现状 |
| 1.3 论文的研究意义与主要研究内容 |
| 第二章 纳米TiO_2 的制备、表征及光催化性能的研究 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.2 纳米TiO_2光催化剂的制备 |
| 2.3 纳米TiO_2光催化剂的表征 |
| 2.3.1 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.3.2 扫描电镜分析(SEM) |
| 2.4 纳米TiO_2光催化剂氧化养殖废水中氨氮的研究 |
| 2.4.1 模拟海水养殖废水的制备 |
| 2.4.2 氨氮的测定方法 |
| 2.4.3 TiO_2 光催化剂投加量对催化剂催化效果的影响 |
| 2.4.4 氨氮初始浓度对催化剂催化效果的影响 |
| 2.4.5 过氧化氢对催化剂催化效果的影响 |
| 2.4.6 pH对催化剂催化效果的影响 |
| 2.4.7 光照时间对催化剂催化效果的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 CaF_2(Tm~(3+))/TiO_2 光催化剂的制备及光催化性能的研究 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2 光催化剂的制备 |
| 3.2.1 Ca F_2(Tm~(3+))上转换材料的制备 |
| 3.2.2 Ca F_2(Tm~(3+))/TiO_2 光催化剂的制备 |
| 3.3 CaF_2(Tm~(3+))/TiO_2光催化剂的表征 |
| 3.3.1 X射线衍射分析(XRD) |
| 3.3.2 扫描电镜分析(SEM) |
| 3.3.3 EDS表征 |
| 3.3.4 紫外漫反射 |
| 3.4 CaF_2(Tm~(3+))/TiO_2光催化剂在海水养殖废水中光催化性能研究 |
| 3.4.1 Ca F_2(Tm~(3+))/TiO_2 光催化剂掺杂比对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.4.2 Ca F_2(Tm~(3+))/TiO_2 光催化剂投加量对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.4.3 氨氮初始浓度对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.4.4 H_2O_2 浓度对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.4.5 pH值对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.4.6 可见光照时间对海水养殖废水中氨氮的影响 |
| 3.5 正交试验对CaF_2(Tm~(3+))/TiO_2光催化剂降解条件的优化 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 Er_2O_3/TiO_2 光催化剂的制备及催化性能的研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2 Er_2O_3/TiO_2光催化剂的制备 |
| 4.3 Er_2O_3/TiO_2光催化剂的表征结果 |
| 4.3.1 Er_2O_3/TiO_2 光催化剂X射线衍射分析(XRD) |
| 4.3.2 扫描电镜分析(SEM) |
| 4.3.3 X射线能谱分析(EDS) |
| 4.3.4 紫外漫反射分析(UV-Vis) |
| 4.4 Er_2O_3/TiO_2光催化剂氧化养殖废水中氨氮的研究 |
| 4.4.1 Er_2O_3 掺杂比对催化剂催化效果的影响 |
| 4.4.2 催化剂投加量对催化剂催化效果的影响 |
| 4.4.3 氨氮初始浓度对催化剂催化效果的影响 |
| 4.4.4 过氧化氢对催化剂催化效果的影响 |
| 4.4.5 pH对催化剂催化效果的影响 |
| 4.4.6 可见光照时间对催化剂催化效果的影响 |
| 4.5 正交试验对Er_2O_3/TiO_2光催化剂降解条件的优化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 Pr_(11)O_6/TiO_2 光催化的制备及催化性能的研究 |
| 5.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2 Pr_(11)O_6/TiO_2光催化剂的制备 |
| 5.3 Pr_(11)O_6/TiO_2光催化剂的表征 |
| 5.3.1 X射线衍射分析(XRD) |
| 5.3.2 扫描电镜分析(SEM) |
| 5.3.3 X射线能谱分析(EDS) |
| 5.3.4 紫外漫反射(UV-Vis) |
| 5.4 Pr_(11)O_6/TiO_2光催化剂氧化养殖废水中氨氮的研究 |
| 5.4.1 Pr_(11)O_6 掺杂比对催化剂催化效果的影响 |
| 5.4.2 催化剂投加量对催化剂催化效果的影响 |
| 5.4.3 氨氮初始浓度对催化剂催化效果的影响 |
| 5.4.4 过氧化氢对催化剂催化效果的影响 |
| 5.4.5 pH对催化剂催化效果的影响 |
| 5.4.6 可见光照时间对催化剂催化效果的影响 |
| 5.5 正交试验对Pr_(11)O_6/TiO_2光催化剂降解条件的优化 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 上转换材料/TiO_2 光催化剂去除氨氮终产物分析及对其他污染物降解情况 |
| 6.1 实验试剂与仪器 |
| 6.2 亚硝酸盐测定 |
| 6.3 硝酸盐测定 |
| 6.4 磷酸盐测定 |
| 6.5 终产物分析 |
| 6.6 稀土上转换材料/TiO_2纳米光催化剂对其它污染物去除情况 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 Er_2O_3/TiO_2 光催化氧化养殖废水中氨氮的动力学研究 |
| 7.1 光催化反应动力学研究 |
| 7.2 光催化剂掺杂比的动力学研究 |
| 7.3 光催化剂投加量的动力学研究 |
| 7.4 氨氮初始浓度的动力学研究 |
| 7.5 过氧化氢浓度的动力学研究 |
| 7.6 动力学模型与分析 |
| 7.7 本章小结 |
| 第八章 聚丙烯多面球负载复合型光催化剂催化氧化氨氮的研究 |
| 8.1 负载型光催化剂的制备 |
| 8.2 负载型复合光催化剂对养殖废水中氨氮降解效果的影响 |
| 8.3 光催化剂负载量对氨氮去除率的影响 |
| 8.4 氨氮初始浓度对氨氮去除率的影响 |
| 8.5 可见光照时间对氨氮去除率的影响 |
| 8.6 回收负载型光催化剂对氨氮的去除效果 |
| 8.7 本章小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 本研究的不足和进一步展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（10）碳纳米管复合材料的制备及对镓的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 镓的提取方法 |
| 1.3 单宁与碳纳米管复合材料的研究进展 |
| 1.4 二氧化钛与碳纳米管复合材料的研究进展 |
| 1.5 微波法在合成中的应用 |
| 1.6 本论文的主要研究内容 |
| 第2章 二氧化钛修饰的碳纳米管纳米材料对镓的吸附 |
| 2.1 实验方法和仪器试剂 |
| 2.1.1 主要仪器及用途 |
| 2.1.2 主要试剂及用途 |
| 2.1.3 碳纳米管和二氧化钛复合材料制备 |
| 2.1.4 标准溶液的制备 |
| 2.1.5 测定方法 |
| 2.2 吸附剂的表征 |
| 2.2.1 SEM和 TEM分析 |
| 2.2.2 FT-IR分析 |
| 2.2.3 XRD分析 |
| 2.2.4 TGA分析 |
| 2.2.5 BET分析 |
| 2.2.6 拉曼分析 |
| 2.3 不同酸改性的二氧化钛及酸度对吸附镓行为的影响 |
| 2.4 光照对400-CNT-TiO_2吸附镓的性能影响 |
| 2.5 400 -CNT-TiO_2 对镓的吸附等温线、动力学和热力学性质 |
| 2.5.1 300 -CNT-TiO_2、400-CNT-TiO_2和600-CNT-TiO_2对镓的吸附等温线 |
| 2.5.2 400 -CNT-TiO_2 对镓的吸附动力学和热力学 |
| 2.6 400-CNT-TiO_2 对镓的循环解析实验 |
| 2.7 400 -CNT-TiO_2 从高浓度锗铝的混合溶液中吸附镓 |
| 2.8 400 -CNT-TiO_2 对镓的吸附机理 |
| 2.9 本章小结 |
| 第3章 五倍子单宁/碳纳米管复合材料对镓的吸附性能研究 |
| 3.1 五倍子柿单宁/碳纳米管复合材料的制备 |
| 3.2 五倍子单宁/碳纳米管复合材料的表征 |
| 3.2.1 TEM和 SEM分析 |
| 3.2.2 FTIR分析 |
| 3.2.3 TGA分析 |
| 3.2.4 拉曼光谱分析 |
| 3.2.5 表面官能团的滴定 |
| 3.2.6 比表面积分析 |
| 3.3 CNT-GT的震荡时间对镓吸附的影响 |
| 3.4 酸度对吸附行为的影响 |
| 3.5 共存离子对Ga(Ⅲ)吸附效率的影响 |
| 3.6 CNT-GT对 Ga(Ⅲ)的吸附等温实验、动力学和热力学性质 |
| 3.6.1 CNT-GT对 Ga(Ⅲ)的吸附等温线 |
| 3.6.2 CNT-GT对 Ga(Ⅲ)的动力学和热力学 |
| 3.7 CNT-GT 对 Ga(Ⅲ)的循环洗脱实验 |
| 3.8 CNT-GT对镓的吸附机理 |
| 3.9 本章小结 |
| 第4章 总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及申请专利情况 |
四、Treatment of manganese wastewater from titanium dioxide plant using complex phosphate（论文参考文献）
- [1]钛基MOFs制备及吸附除磷应用研究[D]. 马媛媛. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [2]二氧化钛复合磷酸银光催化剂的制备及其对典型PPCPs的催化降解作用研究[D]. 屠东花. 合肥工业大学, 2020(02)
- [3]辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究[D]. 张伟. 中国工程物理研究院, 2020(01)
- [4]含氧酸盐光催化剂去除水中污染物的效能与机制研究[D]. 刘国帅. 哈尔滨工业大学, 2020
- [5]废旧石墨负极资源化利用研究及其在重金属吸附过程中的应用[D]. 郝洁. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020(02)
- [6]生物炭接枝和负载改性及其对重金属砷、镉吸附去除性能[D]. 罗明科. 北京科技大学, 2020(01)
- [7]石墨相氮化碳复合材料的制备及其光催化降解PPCPs的机理研究[D]. 黄加兴. 广东工业大学, 2020
- [8]两种LDH基复合材料的构筑及其在废水处理中的应用[D]. 程姝. 湖南大学, 2020(07)
- [9]上转换材料/TiO2光催化剂制备及其在海水养殖废水中的应用[D]. 聂志伟. 大连海洋大学, 2019(03)
- [10]碳纳米管复合材料的制备及对镓的吸附研究[D]. 崔笑笑. 辽宁大学, 2019(01)