一、高岭石胶体的降氟作用机理（论文文献综述）
陈缜缜[1]（2021）在《诱导结晶除氟方法及新型纳米除氟滤料的构筑与机理研究》文中进行了进一步梳理人体摄入氟含量超标的饮用水会造成氟斑牙、佝偻病、瘫痪,甚至骨髓细胞染色体的畸变等疾病。目前全世界范围内至少两亿人的饮用水中氟离子浓度超过世界健康组织的标准,解决氟超标问题已成为国内外学者研究的重要热点之一。本文制备了四种除氟改性材料,将其应用于实验室模拟高氟水环境中,探究四种材料的除氟性能,并结合热动力学理论,FTIR、XRD、SEM-EDS、XPS等表征方法,推测原位和吸附除氟可能的机理,比较其性能、优缺点和适用范围。（1）氟饱和羟基磷灰石滤球（FAp）诱导结晶原位除氟。以FAp为晶种,Ca Cl2和Na H2PO4 2H2O为反应药剂,通过静态和连续性诱导结晶原位除氟实验探究各因素对溶液中氟离子去除性能的影响。研究表明钙磷氟的最优摩尔配比为8:3:1,含氟水的p H适用范围为3-10,滤球的最优投加量为6.67 g L-1,此时的化学药剂除氟量为14.92 mg g-1;完全流化态的原位除氟率与水流流速成反比、与填充柱高度成正比。化学热动力学的研究表明原位反应在最优除氟条件下可自发生成Ca10（PO4）6F2。除氟后,FTIR、XRD及氮气吸-脱附曲线均显示无新物质生成,除氟的关键为原位诱导沉淀,而非吸附;EDS和XPS的分析揭示氟磷灰石的生成。FAp诱导结晶原位除氟历程主要包括扩散、新晶核的形成和晶体的生长,其中静态原位除氟过程的研究结果分析了晶体生成和长大的可能机理主要包括无定型磷酸钙ACP的形成;ACP水解成磷酸八钙OCP,并释放Ca2+和OH-;OCP与溶液中的Ca2+、F-在FAp表面生成氟磷灰石晶体Ca10（PO4）6(OH1-xFx)2（0≤x≤1）;滤球表面晶体的不断长大。FAp诱导结晶原位除氟方法具有工艺简单、绿色高效廉价的优点,广泛适用于小型及工业大规模水净化系统。（2）钙铁镁（CIM）三元纳米复合氧化物吸附除氟。以Ca Cl2、Fe Cl3·6H2O、Mg Cl2·6H2O为原料制备CIM三元纳米复合氧化物,研究制备及吸附条件对除氟性能的影响。研究结果表明Ca/Fe/Mg的最优摩尔比为1:2:1,煅烧温度为100℃;吸附剂的p H适用范围为2-9、最优投加量为0.30 g L-1,此时的最大吸附容量和吸附率分别为29.51 mg g-1和88.54%;PO43-、HCO3-和OAc-共存于溶液中时,除氟容量降低。吸附热动力学结果说明吸附过程属于自发吸热的单层化学吸附,在323K时取得最大吸附容量为37.37 mg g-1。微观表征结果显示氟离子被成功吸附后,吸附剂中的羟基的含量降低。CIM三元纳米复合氧化物的除氟机理包括静电吸附、离子交换、络合反应和氢键作用。CIM三元纳米复合氧化物具有顺磁性,在实际应用时使得后处理过程快捷高效。（3）氢氧化镧/氧化石墨烯（LHGO）碳基纳米复合材料吸附除氟。以化学沉淀法合成LHGO碳基纳米复合材料,从静态和膜过滤实验两方面探究对除氟性能的影响。研究结果表明GO与水合氯化镧（La Cl3 x H2O）的最优质量配比为1:30,最优制备p H为9,吸附剂的最优投加量为0.50 g L-1,p H的适用范围为4-8,此时除氟容量和除氟率分别为19.93 mg g-1和83.92%;溶液中存在Ca2+、Fe3+、Al3+时促进氟离子的吸附,存在PO43-、CO32-时影响氟离子的吸附。吸附热动力学研究表明除氟过程为正向自发的化学吸附过程。微观表征分析:FTIR、XRD、SEM-EDS结果均显示氟离子的去除与羟基有关;XPS和Raman分析结果说明氟离子被成功吸附在LHGO复合材料的表面与层间。可能的除氟机理包含静电吸附、配体交换和表面络合作用。LHGO膜的过滤除氟实验表明除氟率与膜堆厚度、流速和进水浓度有关,实验结果与BDST、Thomas和Yoon-Nelson三种固定床动力学模型的拟合性均较好,故可提前预测膜堆的最大吸附容量、固定床的运行时间等参数。此外,LHGO复合滤膜的亲水性、耐污性较好,具有潜在的应用推广价值。（4）高压脉冲液相等离子体铝（HPLPA）材料吸附除氟。以铝球、去离子水为原料通过等离子体技术制备HPLPA吸附剂,探究各因素对除氟性能的影响。研究结果表明在中性制备液中,HPLPA吸附剂放置48 h后的除氟率最高。通过红外、XRD、XPS和TEM的分析确定酸、中、碱三种水溶液中所制备等离子体的主要成分组成。当吸附液的p H为7、等离子体铝吸附剂的投加量为20 m L 100m L-1时,除氟率最高为89.28%;PO43-和CO32-对除氟性能的影响比较大。微观结构分析:FTIR、XRD、SEM均显示氟离子替代羟基被成功吸附。全扫能谱中出现明显的F1s峰;Al2p和O1s分峰拟合结果显示铝基吸附剂与氟离子之间发生了离子交换和络合作用。等离子体铝吸附剂可能的除氟机理包含静电吸附、离子交换和络合作用。高压脉冲液相等离子体技术与传统铝盐合成方法相比,极大节约了制备价格。该论文有图57幅,表23个,参考文献164篇。
卢承龙,苟晓琴,韩海生,孙伟[2]（2020）在《天然铝硅酸盐矿物对氟离子的吸附性能研究》文中指出含氟工业废水对环境和人体具有较大的危害,以三种天然铝硅酸盐矿物一水硬铝石、三水铝石以及高岭石为吸附剂,探究其对氟离子吸附的可行性并对除氟的机理进行探讨。单因素条件试验表明,高岭石对氟离子的吸附效率最高。在高岭石粒度-18μm、用量10 g/L、pH=1.5、反应时间t=10 min、反应温度25℃的最佳反应条件下,氟离子去除率可达83.69%,废水中氟离子浓度由150 mg/L降低至24.47 mg/L。动力学拟合结果表明,高岭石对氟离子的去除符合准二级动力学,理论吸附容量Qe=8.0244 mg/g。吸附等温线研究表明,该反应符合Freundlich模型,属于单层吸附。FTIR、XPS等检测结果表明高岭石中的羟基脱离后与氟离子发生离子交换,并在高岭石表面生成Al-F键,从而实现含氟废水的净化。
余韵青[3]（2020）在《钙铝型LDHs除磷除氟实验研究》文中研究表明现代社会新兴科技产业的飞速发展,离不开磷、氟及其化合物在工业生产中的广泛利用,但同时含磷含氟废水污染产生的问题也逐渐被重视。层状双氢氧化物（LDHs）是一种新型吸附材料,由于其独特的结构所产生的良好吸附性能从而被广泛的应用于环境污染物吸附领域。本文以共沉淀法制备钙铝型LDHs材料Ca-Al-LDH及生物质炭上复合Ca-Al-LDH生成的Ca-Al-LDH-BC500,并应用于含氟含磷废水的处理。通过静态试验考察了氟浓度、磷浓度、初始p H值、反应时间、固液比及反应温度等因素对除磷除氟效果的影响,结合两种材料处理前后的XRD、TEM、SEM及FTIR等表征分析,对Ca-Al-LDH和Ca-Al-LDH-BC500的除磷除氟性能进行了初步的探索。结果表明:（1）Ca-Al-LDH对氟的吸附过程符合Langmuir（R2=0.99）等温吸附模型,其最大吸附量为38.61 mg·g-1。当p H值从3增加到6,Ca-Al-LDH对氟的去除效率逐渐增加,但随着p H值的继续升高,去除效率却随之降低。动力学数据表明,氟离子吸附更加符合准二级动力学模型（R2=0.99）,可知吸附类型属于化学吸附。热力学分析表明,随温度增加氟的吸附量逐渐增加,且反应过程是自发且吸热的过程。最终通过静态实验得到最佳反应条件:磷浓度=200 mg·L-1,氟浓度=10 mg·L-1,固液比=2 g·L-1,p H值=6。而其中磷的最大去除率达到100%,氟离子的最大去除率也达到90%以上,且出水氟浓度为0.9296 mg·L-1,出水达到国家Ⅱ类水排放标准。反应机理分析可知,Ca-Al-LDH吸附P、F后形成氟磷灰石。（2）Ca-Al-LDH-BC500除氟效率随氟浓度的增加而增加,且除氟效率受p H值影响较大。当p H值在3～5范围内时,除氟效率逐渐增大;p H值在5～10范围内时,除氟效率有所下降;p H值超过10时,除氟效率出现反弹现象,有所增加。动力学数据表明,PO43+、F-吸附同时符合准一级、准二级动力学模型,可知吸附类型同时存在物理吸附和化学吸附。最终通过静态实验得到最佳反应条件:磷浓度=100 mg·L-1,氟浓度=60 mg·L-1,固液比为=2 g·L-1,p H值=5。而其中磷的最大去除率达到100%,氟离子最大去除率也达到92%以上。反应机理分析可知,Ca-Al-LDO-BC500吸附磷以表面物理吸附为主,对氟的吸附则以生成氟化钙的化学吸附为主。
朱乐乐[4]（2020）在《硫酸铝改性壳聚糖-沸石-高岭土复合吸附剂去除矿井水氟的实验研究》文中进行了进一步梳理氟是人体不可或缺的微量元素之一,摄入过量或缺少都对人体产生危害。中国是世界上高氟水国家之一,截止到2017年,受地氟病影响的人数达到了1300多万人,尤其在中国的边远地区,正面临着饮用高氟水带来危害的状况。为了降低高氟水区居民的饮用水安全,寻找高效、经济、简便的吸附剂非常有意义,本研究以沸石为载体,壳聚糖和硫酸铝为改性剂,合成了一种新型联合改性除氟吸附剂,通过对壳聚糖、沸石、高岭土的物料配比、硫酸铝浓度、pH、煅烧温度的优化,并对该吸附剂进行表征以及探究其除氟性能和机理。正交试验优化壳聚糖、沸石、高岭土的物料配比以及通过单因素实验验证硫酸铝浓度、pH、煅烧温度的最优化改性条件。得到当壳聚糖、沸石、高岭土物料配比为0.6:1.0:0.5,硫酸铝浓度25 g·L-1,pH 9.0,煅烧温度200℃条件下改性吸附剂,可使得吸附剂具有较佳吸附容量和除氟性能。通过使用扫描电子显微镜,X射线衍射谱图,X射线光电子能谱,能谱（EDS）等仪器对改性吸附剂进行了表征分析。结果表明:改性后复合吸附剂表面颗粒孔隙度增大,有较多对外扩张结构,说明改性后能够增加更多吸附活性位点,增强吸附能力;经XRD谱图发现改性前后的复合吸附剂的XRD的衍射角和峰的强度大小基本一致,改性前后结构稳定性较好;XPS谱图和EDS结果综合分析F-成功吸附到了吸附剂表面,说明复合改性吸附剂具有吸附氟离子的能力。静态吸附试验,探究了吸附剂投加量、溶液初始pH值、初始氟离子浓度、温度等因素对除氟效率的影响。结果表明:吸附剂投加量为0.4 g·L-1,pH 4.0,残余氟离子浓度0.89 mg·L-1,除氟率高达90%以上,符合国家生活饮用水卫生标准1.0 mg·L-1。拟一级动力学模型适合该吸附剂的吸附动力学曲线,对氟离子的吸附等温线由Langmuir模型拟合情况最佳,由Langmuir模型拟合得到的吸附剂的饱和吸附容量达到6.94 mg·g-1。最后探究了该吸附剂的脱附再生性能,经过五个周期的吸附-脱附过程后,除氟率从70%降到了40%左右,吸附除氟性能变差,说明本文研究的吸附剂可以重复循环利用。同时通过对吸附机理初步探讨,发现其吸附过程受静电吸附、离子交换和表面络合作用这三种机制共同作用。
刘思源[5]（2019）在《煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石同步处理高氟高铁锰地下水试验研究》文中研究表明高氟高铁锰地下水污染问题,严重影响居民身体健康及生活质量。本文通过对蛇纹石进行煅烧改性,并制备了具有良好性能的煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石新型吸附材料,研究其对F-、Fe2+、Mn2+的静、动态吸附性能,并建立了等温吸附及反应动力学模型。采用SEM、EDS、XRD、BET、FTIR等表面表征方法进行微观表征。主要研究结果如下:（1）分别对蛇纹石进行金属盐浸渍改性、酸碱活化改性、火法改性。试验结果表明:500℃煅烧120 min改性蛇纹石效果最好,450 mg煅烧蛇纹石在pH为7、温度为35℃、反应150 min条件下,处理150ml含F-、Fe2+、Mn2+浓度为5 mg/L、20 mg/L、5 mg/L的地下水（以下简称试验水样）时,对F-、Fe2+、Mn2+的去除率为97.1%、99.0%、99.2%。（2）采用溶胶凝胶法合成羟基磷灰石,分析了在不同N/P、pH、陈化时间、煅烧温度、煅烧时间条件下,合成的羟基磷灰石对F-、Fe2+、Mn2+的吸附性能,确定羟基磷灰石最佳制备条件。结合煅烧蛇纹石可向水中释放OH-碱度这一特性,制备煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石新型吸附材料,最佳制备条件为:按固液比为20%混合煅烧蛇纹石和硝酸钙溶液、陈化20 h、调节pH为11,可节约2/3的氨水用量,陈化24 h、90℃烘干72 h后在300℃下煅烧60 min,加入2%、80℃糊化的醚化淀粉制备成3-5mm颗粒,在180℃下煅烧90 min。（3）煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理150 ml试验水样时的最佳反应条件为:投加量为450 mg、pH为6、温度为35℃、转速为150 rad/min、反应时间为150 min,此时,对F-、Fe2+、Mn2+的去除率分别为98.6%、99.9%、99.8%。其对F-、Fe2+、Mn2+的吸附过程符合Freundlich等温吸附模型,反应动力学模型符合准二级动力学模型和内扩散模型。（4）煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理试验水样后,表面有丝状结晶物产生,反应后产物为含F-、Fe2+、Mn2+的硅酸盐及磷酸盐新物相,反应后在波长为794.67 cm-1、1058.9 cm-1、3444.8 cm-1处的Si-O-Si对称伸缩振动峰、OH振动峰峰面积减小,在波长为1384.8 cm-1处的P=O振动峰消失,煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石颗粒BET比表面积为42.10m2/g。（5）动态柱对F-、Fe2+、Mn2+的吸附传质区高度与吸附剂填充质量、进水流速呈正相关,在吸附剂填充质量为250 g、进水流速为4 ml/min时,动态柱对F-、Fe2+、Mn2+的动态吸附容量最大分别为:1.474 mg/g、5.614 mg/g、1.209 mg/g,增加试验水样中F-初始浓度为10mg/L时,可使动态柱对F-、Fe2+、Mn2+的动态吸附容量达到最大。Yoon-Nelson方程对F-、Fe2+、Mn2+穿透曲线的拟合程度最佳。该论文有图100幅,表31个,参考文献69篇。
侯珺[6]（2018）在《石河子地区地下水水质演化与微量无机组分形成机理研究》文中认为石河子地区地处欧亚大陆腹地,属典型的大陆性气候,是我国西北内陆干旱区水资源匮乏地区之一。地下水资源是该地区的主要水源,是当地人民生活、生产以及生态用水的关键构成要素。近年来,该地区水资源供需矛盾日益突出,地下水资源已经受到了不同程度的超采和污染,导致当地经济社会的发展受到制约。所以,揭示当地地下水水质现状,探究区域地下水组分形成机理,分析归纳地下水水质变化规律,对保障当地供水安全以及预防地方病具有重要的现实价值。同时对其他干旱地区的地下水资源保护与利用、实现区域可持续发展也可提供参考借鉴。本文以石河子地区作为研究区,通过调查整理当地地质与水文地质条件,采用主成分分析法、Q型聚类分析法、离子比值法、水化学图解法、水文地球化学反向模拟等方法,分析地下水水化学特征、区域地下水演化的水文地球化学过程,并解析影响该区域用水安全的砷、氟、碘的来源、分布特征,研究其形成机理,主要的研究成果及创新点如下:（1）地下水水化学类型及其演化:2014年至2017年间,HCO3·SO4-Ca·Mg型、HCO3·SO4-Na·Ca型、HCO3·SO4-Ca型是构成潜水的稳定水化学类型;HCC3-Na·Ca型,HCO3·SO4-Na·Ca型,HCO3·SO4-Ca型是构成承压水的稳定水化学类型。（2）地下水水化学组分演化:常量组分含量在平面上均呈现以石河子市为中心,向研究区四周递减的趋势,在垂向上由潜水至浅层承压水再至深层承压水,呈现总体降低趋势;总硬度（TH）和TDS总体上由南部山区向北部平原区递减,在垂向上由潜水至浅层承压水再至深层承压水呈现明显降低趋势。（3）研究区地下水水质形成与演化的过程:通过主成分分析发现地下水水质形成和演化与矿物溶解沉淀、氧化还原等自然过程有关,同时受人为因素影响;沿玛纳斯河冲积扇扇轴方向潜水水流动力作用总体增强,而浅层承压水和深层承压水水流动力作用逐渐减弱;地下水中常量组分主要来源于岩盐、含钠矿物（如钠长石、芒硝）、碳酸盐（白云石、方解石）和硫酸盐（石膏）等矿物发生的溶解反应;研究区域地下水形成与演化,不仅受风化水解作用的影响,同时伴随阳离子交换、氧化还原等过程。（4）微量无机组分As:地下水As主要来自含水层中的含砷矿物,以及含砷农药使用;由南至北、由潜水至承压水,As含量呈递增趋势:区内高As地下水的水化学类型主要为HCO3-Na型、HCO3·Cl-Na型;碱性、还原环境有利于该区地下水中As富集;As含量与氧化还原敏感组分NO3-、NH4+、SO42-、HCO3-、Fe氧化物等密切相关:根据热力学反应焓值不同,上述氧化还原敏感组分主导As的还原过程可以划分为三个阶段（依次为NO3·的还原主导阶段、Fe氧化物的还原主导阶段、SO42-的还原主导阶段）,这三个阶段在空间分布上与As含量的分区吻合;在pH和Eh共同控制下As赋存形态中HAsO42-含量占绝对优势。（5）微量无机组分F-:地下水中F-主要来自萤石的风化溶解以及区中工业“三废”排放;F-含量自南向北逐渐升高;富含F-地下水的水化学类型是HCO3·Cl-Na型、Cl·SO4-Na型、HCO3-Na型;碱性、还原环境有利于地下水中F-富集;区内未出现高矿化度、高硬度、高碱度伴随高氟的规律;萤石、方解石等矿物的溶解与沉淀、蒸发与浓缩、阳离子交换作用对F-均产生了影响;研究区地下水中F-可能的存在形式主要为F-、MgF+、CaF+、NaF、HF。（6）微量无机组分I-:沉积物中生物富集、降水与灌溉水的淋滤作用促使碘进入地下水;自南向北其含量逐渐升高;高I-地下水的水化学类型主要为Cl·SO4-Na型、HCO3-Na型、HCO3·Cl-Na型;碱性、还原环境有利于其富集;Na+、Cl-含量增高,使得更多的I-进入地下水中。（7）微量无机组分赋存共性:区内地下水中As、F-、I-含量均表现为自南向北递增,与研究区水文地质环境和地下水循环速率等方面在南北向上存在显着差异有关;As、F-、I-三者同时超标的地下水水化学类型是HCO3·Cl-Na型、HCo3-Na型、Cl·SO4-Na型;弱碱性、碱性的还原环境是它们形成及富集的共同条件;As、F-、I-含量同时超标比单一组分或两种组分同时超标的情况更易发生,深层承压水比浅层承压水更易使它们共同富集;TDS对As、F-、I-三者同时富集有一定的促进作用。
任超,王洪涛,季峻峰,李伟[7]（2016）在《羟基磷灰石除氟的实验地球化学研究》文中指出中国和世界上许多国家（地区）都面临着饮用水氟含量超标的问题,因此研究氟的环境地球化学行为以及探索除氟技术和原理至关重要。本实验采用廉价的非金属矿物羟基磷灰石作为吸附材料,研究羟基磷灰石吸附溶解态F-的地球化学行为和机制,考察反应时间、pH、初始F-浓度等环境参数对吸附反应的影响。实验结果发现羟基磷灰石对F-的吸附反应需进行到48 h以上时才接近反应平衡。在实验条件下（p H≥4）,F-的吸附量随pH升高而降低,羟基磷灰石对F-的吸附受pH调控。同时还发现羟基磷灰石在pH=6条件下对F-的吸附等温线既满足Langmuir等温模式（R2=0.89）同时也满足Freundlich等温模式（R2=0.99）,并推导出该条件的理论最大吸附量为21.6×10-3。本研究还进一步采用了先进的XRD、SEM、HR-TEM、19FNMR手段,系统地表征了反应前后吸附产物的形态和成分变化,发现在高F-浓度条件下,F-在羟基磷灰石表面的吸附机制不再是单层的表面配位。核磁共振的结果表明F-可部分取代羟基磷灰石结构中的隧道羟基而形成含氟羟基磷灰石。研究结果表明羟基磷灰石是一种相当具有潜力的除氟材料,值得进一步开发。
王倩[8]（2016）在《煤矸石合成4A沸石及其对含氟废水的吸附研究》文中认为4A沸石是人类合成的一种人工沸石,对环境不产生污染,离子交换性能和吸附性能较强。工业废物煤矸石的弃置不用和堆积都会对环境产生很大危害,而煤矸石中具有大量的Si02及A1203,可作为合成沸石的原材料。本课题利用煤矸石合成4A沸石,采用了分步溶出硅铝水热合成的方法,不需添加硅铝外源,方法简单容易控制,可操作性强,为煤矸石合成4A沸石的方法提供了一种新的途径。随着工业发展,工业含氟废水及部分生活饮用水严重超标,若处理不当,严重危害环境和人体健康。将合成的4A沸石用于处理含氟废水,探索其吸附性能和特征,不仅为处理含氟废水提供了一种廉价有效的吸附材料,而且达到了以废治废的环境目的。首先,本课题以煤矸石为原料,采用分步溶出硅铝水热合成法,探索了提取煤矸石中硅铝有效成分的影响因素以及晶化条件对合成产物的影响。结果表明：煤矸石经过热活化预处理后,其组分中的高岭石、石英等惰性成分转化为偏高岭石等活性成分；将热活化矸石与粉末状的碳酸钠按照质量比为1：1.3混合均匀在830℃的高温下熔融1h,通过表征发现煤矸石的硅铝成分充分转化为有利用价值的硅酸钠和硅铝酸钠；将熔融产物与水按固液比1：30混合,搅拌水溶1h,通过表征发现过滤后矿物中的硅酸钠几乎全部溶解在水中弃去,剩余产物主要为硅铝酸钠；将脱硅矸石与3mol/L的NaOH溶液混合,在60℃恒温下搅拌碱溶1h,硅铝酸钠几乎全部溶解,过滤得到硅铝溶液；将硅铝溶液经过陈化后进行晶化水热合成沸石,在较短的晶化时间下,合成产物为纯度较高的4A沸石,然而当晶化时间较长时则逐渐出现方钠石,本实验得到合成4A沸石的最佳晶化时间为4h,合成方钠石的最佳晶化时间为16h。然后,利用煤矸石合成的4A沸石作为吸附剂,探索其对模拟含氟废水的吸附性能和特征。结果表明：溶液的初始pH值对合成4A沸石的吸附除氟效果影响较大,合成沸石去除溶液中氟化物的适应pH范围是4-6；合成4A沸石的除氟吸附量随溶液与沸石的液固质量比的增加而增加,除氟率随液固比的增加而缓慢减小,当溶液与合成沸石的液固质量比为50：1时,既提高了沸石的单位吸附量,又保证了一定的除氟率；随着溶液初始浓度的增加,合成4A沸石对高浓度和低浓度的含氟溶液的吸附量均不断增长,合成4A沸石对高浓度含氟废水的除氟效果具有一定的浓度限定范围,而对于低氟废水的处理,合成4A沸石的吸附效果较好；振荡吸附时间对合成沸石的吸附除氟作用中,反应初期合成沸石对含氟废水吸附量的增加较快,而随着振荡时间的延长,合成沸石对溶液中氟的去除量增加缓慢,最后趋向于一个稳定的平衡状态。通过对合成沸石的吸附除氟结果进行动力学模型和等温吸附模型进行研究,发现合成4A沸石对废水的除氟过程较符合二级动力学模型和Freundlich等温吸附模型,表明该过程是以化学吸附和多分子层吸附作用为主。最后,用氯化铁和氢氧化钙溶液对合成4A沸石进行改性实验,探索其对高浓度的工业含氟废水的吸附性能。结果表明：氢氧化钙改性沸石的吸附除氟效果均高于氯化铁改性后的沸石,其中用氯化铁溶液改性沸石时,当Fe3+的质量分数和改性时间分别为0.05%和2h,对溶液中氟的去除效果最好；用氢氧化钙溶液改性沸石时,当Ca（OH）2的质量分数和改性时间分别为7%和2h,对溶液中氟的去除效果最好；氢氧化钙改性沸石对含氟溶液进行吸附后,溶液中的氟含量可达到我国工业废水排放的一级标准,而当溶液中氟离子的初始浓度为5OOmg/L时,吸附平衡后溶液中的氟含量可达到我国工业废水排放的二级标准；氯化铁改性沸石对初始浓度小于400mg/L的含氟溶液进行吸附后,溶液中的氟含量可达到我国工业废水排放的二级标准。
邓哲深[9]（2016）在《典型微囊藻毒素在农田土壤中的吸附研究》文中研究说明水体富营养化造成的蓝藻水华污染日趋严重,其向水体中释放各类藻毒素,其中微囊藻毒素（microcystins,MCs）分布最广、毒性最大,是公认的肝毒素和促癌剂。目前,我国河流、湖泊、水库、河港沟汊内均不同程度检出MCs,MCs对水生生态系统乃至人类健康安全造成严重的危害,因此人们对水环境中MCs已进行了广泛而深入的研究。MCs可通过灌溉、施用肥料、溢流等途径进入农田土壤中,造成农田污染,危害农作物生长,通过食物链对人类健康产生风险。吸附作为评价污染物在土壤中迁移性、生物有效性及环境行为的重要参数,吸附研究对于评价微囊藻毒素的陆生生态风险和潜在的健康风险具有重要意义,但这方面的研究还较缺乏。本文通过批处理实验,研究不同农田土壤（水稻土、赤红壤和咸田土）和土壤粘粒矿物（埃洛石、绿泥石和高岭石）对微囊藻毒素MC-RR的吸附特征和吸附机制,以及藻粉粗提液中3种典型微囊藻毒素（MC-LR、MC-RR和MC-YR）在水稻土中的吸附特性,以期为MCs生态风险评价及土壤环境污染控制提供基础数据。研究得到以下结论:（1）液膜扩散是3种农田土壤对MC-RR吸附的主要控速过程,3种农田土壤对MCRR的吸附均在4 h内达到吸附平衡,吸附动力学符合拟二级动力学方程（R2>0.994）;3种农田土壤对MC-RR的吸附等温线符合Langmuir方程（R2>0.827）,其中水稻土吸附MC-RR主要为自发放热的物理吸附过程,温度升高不利于水稻土吸附MC-RR;赤红壤和咸田土吸附MC-RR主要为自发吸热的化学吸附过程,温度升高有利于赤红壤和咸田土吸附MC-RR;土壤理化性质显着影响其对MC-RR的吸附能力,土壤粘粒矿物含量越高,有机质含量越低,吸附MC-RR能力越强,因而MC-RR在有机质含量较高的水稻土中较难吸附,而在有机质含量较低的赤红壤和粘粒矿物含量较高的咸田土中较易吸附;酸性条件有利于水稻土和咸田土吸附MC-RR,赤红壤吸附MC-RR受p H影响不显着。（2）液膜扩散是3种粘粒矿物吸附MC-RR的主要控速过程,粘粒矿物埃洛石和绿泥石对MC-RR的吸附在2 h内达到平衡,而高岭石的吸附平衡时间为10 h,吸附动力学符合拟二级动力学方程（R2>0.999）;3种粘粒矿物对MC-RR的吸附等温线符合Langmuir方程（R2>0.971）和D-R方程（R2>0.863）,3种粘粒矿物中,埃洛石对MC-RR吸附能力最强;高岭石和绿泥石吸附MC-RR主要为自发的物理吸附过程,而埃洛石吸附MC-RR主要为自发的化学吸附过程;酸性和碱性条件均有利于埃洛石和高岭石吸附MC-RR,而碱性条件有利于绿泥石吸附MC-RR。（3）液膜扩散是水稻土吸附藻粉粗提液中3种MCs的主要控速过程,3种MCs在水稻土中的吸附均在6 h内达到平衡,吸附动力学符合拟二级动力学方程（R2>0.895）;水稻土对3种MCs的吸附等温线符合Langmuir方程（R2>0.815）和D-R方程（R2>0.826）;3种MCs均为水稻土难吸附型污染物,水稻土对MC-YR的吸附能力最强;MC-RR、MC-LR在水稻土中的吸附主要为自发的物理吸附过程,MC-YR在水稻土的吸附主要为自发的化学吸附过程;p H 3时水稻土对三种MCs的吸附率最大。
张玉妹[10]（2014）在《净水污泥吸附剂的制备及其对氨氮和氟的去除研究》文中研究表明利用自来水厂生产过程中产生的的净水污泥制备吸附剂，并通过适当的方法对其进行改性，研究了其对水中氨氮（NH4+）和氟离子（F-）的吸附性能。通过EDX、XRD、FTIR、SEM、BET、TG-DTA等技术对净水污泥进行了表征，并研究了不同实验条件如溶液初始浓度、pH值、吸附剂的投加量、吸附时间、温度等对吸附性能的影响。为了探究吸附机理，分别将实验数据与动力学模型和等温吸附模型进行了拟合。净水污泥表征结果表明，净水污泥为富含Si、Al、Fe、Ca、Mg、K、C、O的硅酸盐矿物。经过高温焙烧，其内部水分和挥发分脱失，表面孔隙增多。净水污泥经过碱改性，其表面变得粗糙且比表面积增大。而经过铈改性，其化学结构和组成并未发生显着变化。净水污泥吸附氨氮的实验结果表明：将粒径为125150μm的净水污泥在500℃焙烧3h时对NH4+的吸附效果较好。用5%的氢氧化钠改性后，净水污泥对NH4+的吸附量为原来的2.13倍。当pH为弱酸性、投加碱改性净水污泥20g/L时，在室温下对初始浓度为50mg/L的NH4+溶液振荡吸附120min，可达到NH4+排放的二级标准。动力学分析结果表明净水污泥对NH4+的吸附符合二级动力学模型。粒子内扩散模型拟合的结果表明，NH4+在净水污泥上的吸附速率由液膜扩散和粒子内扩散联合控制。等温模型拟合结果表明，NH4+在净水污泥上的吸附符合Langmuir和Temkin方程。由Langmuir方程得到的碱改性净水污泥对NH4+的饱和吸附量（qm）为2.32mg/g，比未改性净水污泥（1.68mg/g）高38%。净水污泥对NH4+的吸附主要靠净水污泥表面羟基与NH4+之间的静电吸引以及NH4+与阳离子之间的交换进行。净水污泥吸附氟离子的实验结果表明：将粒径为125150μm的净水污泥在500℃焙烧4h对F-吸附效果较好。净水污泥用2%的硝酸铈改性后，当pH为39、投加量为10g/L时，其对初始浓度为50mg/L的F-溶液振荡吸附120min，去除率超过95%。动力学拟合的结果表明，F-在净水污泥上的吸附符合二级动力学模型。粒子内扩散模型拟合的结果表明，F-在净水污泥上的吸附速率由液膜扩散和粒子内扩散同时控制。等温模型拟合结果表明，F-在净水污泥上的吸附符合Langmuir和Temkin方程。由Langmuir方程得到的铈改性净水污泥对F-的饱和吸附量（qm）为14.52mg/g，比未改性净水污泥（11.66mg/g）高24.5%。净水污泥对F-的吸附主要靠净水污泥表面金属氧化物与F-之间的络合作用以及净水污泥表面羟基与F-之间的交换作用进行。净水污泥对氨氮和氟离子优良的吸附性能表明，制备吸附剂可以作为净水污泥资源化利用的出路。
二、高岭石胶体的降氟作用机理（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、高岭石胶体的降氟作用机理（论文提纲范文）
（1）诱导结晶除氟方法及新型纳米除氟滤料的构筑与机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.3 选题依据及研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验试剂、仪器及表征方法 |
| 2.2 除氟的测试及表示方法 |
| 2.3 除氟剂的制备及实验装置 |
| 3 氟饱和羟基磷灰石滤球(FAp)诱导结晶原位除氟性能及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.3 原位除氟机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 钙铁镁(CIM)三元纳米复合氧化物的除氟性能及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 除氟机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 氢氧化镧/氧化石墨烯(LHGO)碳基纳米复合材料的除氟性能及机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.3 吸附理论研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 高压脉冲液相等离子体铝(HPLPA)吸附剂的除氟性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.3 除氟机理的研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要研究工作与结论 |
| 7.2 创新性工作 |
| 7.3 未来研究工作展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（2）天然铝硅酸盐矿物对氟离子的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 前 言 |
| 1 试验材料及试验方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 氟离子吸附单因素试验 |
| 1.3 吸附动力学试验方法 |
| 1.4 吸附等温线试验方法 |
| 1.5 分析及检测方法 |
| 2 试验结果与讨论 |
| 2.1 天然铝硅酸盐矿物去除含氟废水中氟离子的对比试验 |
| 2.2 高岭石表征 |
| 2.3 高岭石去除氟离子的单因素条件试验 |
| 2.3.1 pH值对除氟效果的影响 |
| 2.3.2 高岭石用量对除氟效果的影响 |
| 2.3.3 粒度对除氟效率的影响 |
| 2.3.4 吸附时间对除氟效率的影响 |
| 2.4 高岭石除氟的机理研究 |
| 2.4.1 吸附动力学研究 |
| 2.4.2 吸附等温线 |
| 2.4.3 傅里叶红外分析 |
| 2.4.4 XPS分析 |
| 3 结论 |
（3）钙铝型LDHs除磷除氟实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水资源环境污染现状 |
| 1.2 磷和氟的污染及危害 |
| 1.2.1 污染物理化性质 |
| 1.2.2 污染物的来源 |
| 1.2.3 污染物的危害 |
| 1.3 含磷含氟废水的处理技术 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 电絮凝法 |
| 1.3.3 电渗析法 |
| 1.3.4 离子交换法 |
| 1.3.5 吸附法 |
| 1.4 层状双氢氧化物 |
| 1.4.1 层状双氢氧化物简介 |
| 1.4.2 LDHs的制备 |
| 1.5 层状双氢氧化物研究现状 |
| 1.5.1 催化领域上的应用 |
| 1.5.2 在PVC工业上的应用 |
| 1.5.3 在医药工业中的应用 |
| 1.5.4 在阻燃剂中的应用 |
| 1.5.5 在环境工程中的应用 |
| 1.6 本文的研究内容和技术方法 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术流程 |
| 第二章 LDHs的制备 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 Ca-Al-LDH的制备 |
| 2.1.2 Mg-Al-LDH的制备 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 样品表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 XRD分析 |
| 2.2.2 SEM和 TEM分析 |
| 2.2.3 FTIR分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 Ca-Al-LDH协同除磷除氟 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Ca-Al-LDH除磷 |
| 3.2.2 除氟动力学 |
| 3.2.3 吸附等温线 |
| 3.2.4 热力学 |
| 3.2.5 pH值对除氟效率的影响 |
| 3.3 反应机理 |
| 3.3.1 XRD分析 |
| 3.3.2 扫描电子显微镜(SEM)和透射电子显微镜(TEM) |
| 3.3.3 FTIR光谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 生物质炭复合Ca-Al-LDH同步除磷除氟 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 实验部分 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同煅烧温度对除磷实验结果分析 |
| 4.2.2 Ca-Al-LDO-BC500 同步除磷除氟实验 |
| 4.2.3 对照实验 |
| 4.2.4 Ca-Al-LDO-BC500和Ca-Al-LDO500 材料除磷除氟动力学 |
| 4.2.5 表征实验结果 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（4）硫酸铝改性壳聚糖-沸石-高岭土复合吸附剂去除矿井水氟的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 氟化物的性质 |
| 1.1.2 氟化物的危害 |
| 1.1.3 氟污染的现状 |
| 1.2 国内外常规除氟方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 混凝沉淀法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 离子交换法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 吸附材料的选取 |
| 1.4 研究目的、内容、意义及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 1.4.4 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 水中氟离子的测定 |
| 2.2.1 主要试剂的配制 |
| 2.2.2 含氟水样的测定 |
| 2.3 吸附理论与计算 |
| 2.3.1 吸附容量和去除率 |
| 2.3.2 吸附动力学模型 |
| 2.3.3 吸附等温线模型 |
| 2.4 吸附剂的制备 |
| 2.4.1 硫酸铝和壳聚糖联合改性沸石的制备 |
| 2.4.2 制备条件的探究 |
| 2.4.3 结果与讨论 |
| 第三章 改性沸石吸附剂的性能表征 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 样品形貌测试 |
| 3.1.2 X射线衍射物相测试 |
| 3.1.3 X射线光电子能谱分析 |
| 3.1.4 能谱分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 SEM图谱分析 |
| 3.2.2 XRD图谱分析 |
| 3.2.3 XPS图谱分析 |
| 3.2.4 EDS图谱分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 硫酸铝和壳聚糖联合改性沸石除氟性能研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 吸附剂加入量实验 |
| 4.1.2 溶液p H值影响实验 |
| 4.1.3 吸附动力学实验 |
| 4.1.4 吸附热力学实验 |
| 4.1.5 脱附再生 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附剂投加量对除氟的影响 |
| 4.2.2 溶液p H值对除氟的影响 |
| 4.2.3 吸附动力学分析 |
| 4.2.4 吸附热力学分析 |
| 4.2.5 脱附再生 |
| 4.3 吸附机理探究 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
（5）煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石同步处理高氟高铁锰地下水试验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及目的意义 |
| 1.2 高氟高铁锰地下水国内外处理现状 |
| 1.3 研究内容、技术路线及创新点 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验试剂与仪器设备 |
| 2.3 试验方法 |
| 3 改性蛇纹石处理高氟高铁锰地下水试验 |
| 3.1 蛇纹石改性方法优选 |
| 3.2 煅烧蛇纹石处理高氟高铁锰地下水静态试验 |
| 3.3 煅烧蛇纹石样品表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 羟基磷灰石处理高氟高铁锰地下水试验 |
| 4.1 羟基磷灰石的制备 |
| 4.2 羟基磷灰石处理高氟高铁锰地下水静态试验 |
| 4.3 羟基磷灰石样品表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理高氟高铁锰地下水试验 |
| 5.1 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石制备 |
| 5.2 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理高氟高铁锰地下水静态试验 |
| 5.3 等温吸附模型及反应动力学模型的建立 |
| 5.4 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石样品表征 |
| 5.5 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理不同浓度地下水响应优化分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石处理地下水动态试验 |
| 6.1 试验装置 |
| 6.2 吸附穿透曲线及吸附传质参数分析 |
| 6.3 动态吸附试验及结果分析 |
| 6.4 吸附动力学分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（6）石河子地区地下水水质演化与微量无机组分形成机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究意义与目的 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究方案 |
| 第2章 研究区地理与水文地质概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 地层岩性 |
| 2.3 水文地质条件 |
| 第3章 样品采集和分析测试 |
| 3.1 采样点布设 |
| 3.2 样品采集和保存方法 |
| 3.3 测试指标、方法及质量控制 |
| 第4章 地下水水化学特征及其演化 |
| 4.1 地下水水化学组分统计特征 |
| 4.2 地下水化学类型及其演化 |
| 4.3 地下水水化学组分演化 |
| 4.4 地下水水化学特征聚类分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 地下水形成与演化的水文地球化学过程 |
| 5.1 地下水形成与演化因素的初步判断 |
| 5.2 地下水形成与演化的水动力条件 |
| 5.3 地下水中离子组分的来源 |
| 5.4 常量组分形成与演化的水文地球化学过程 |
| 5.5 微量无机组分形成机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 典型剖面水文地球化学模拟 |
| 6.1 水文地球化学模拟的原理 |
| 6.2 典型剖面和水流路径的选择 |
| 6.3 模拟路径水质分析 |
| 6.4 可能矿物相的确定 |
| 6.5 水溶组分平衡分布计算 |
| 6.6 水文地球化学反向模拟结果 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论及创新点 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（7）羟基磷灰石除氟的实验地球化学研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 吸附剂表征 |
| 1.2 吸附实验 |
| 1.3 吸附样品的微观表征 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 时间对吸附效果的影响 |
| 2.2 p H对除氟效果的影响 |
| 2.3 吸附等温线 |
| 2.4 吸附机制探讨 |
| 2.5 羟基磷灰石除氟效果评价 |
| 3 结论 |
（8）煤矸石合成4A沸石及其对含氟废水的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 煤矸石简述 |
| 1.1.1 煤矸石的来源 |
| 1.1.2 煤矸石的成分和特性 |
| 1.1.3 煤矸石的综合利用现状 |
| 1.2 A型沸石的研究现状 |
| 1.2.1 A型沸石的结构及性质 |
| 1.2.2 沸石的合成研究现状 |
| 1.3 煤矸石合成沸石的研究与应用现状 |
| 1.3.1 煤矸石合成沸石的研究现状 |
| 1.3.2 沸石的应用现状 |
| 1.4 含氟废水的危害及处理现状 |
| 1.4.1 氟的性质及危害 |
| 1.4.2 含氟废水的处理方法与机理研究 |
| 1.5 课题研究内容的内容与意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 第2章 分步溶出硅铝水热合成4A沸石及其表征 |
| 2.1 合成方法的确定 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 合成实验 |
| 2.3.1 合成路线 |
| 2.3.2 4A沸石的制备 |
| 2.3.3 硅的测量方法 |
| 2.3.4 铝的测量方法 |
| 2.4 样品表征 |
| 2.4.1 XRD分析 |
| 2.4.2 SEM分析 |
| 2.5 实验结果与讨论 |
| 2.5.1 脱硅的影响因素 |
| 2.5.2 碱溶硅铝的影响因素 |
| 2.5.3 晶化条件对产物的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 合成沸石对含氟废水的吸附研究 |
| 3.1 实验试剂及仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 除氟实验 |
| 3.2.1 含氟废水的制备 |
| 3.2.2 氟的测量方法 |
| 3.2.3 除氟实验 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 单因素影响实验 |
| 3.3.2 吸附动力学模型 |
| 3.3.3 吸附等温模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 改进合成沸石对含氟废水的吸附研究 |
| 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 改性实验 |
| 4.3.1 氯化铁对合成沸石的改性 |
| 4.3.2 氢氧化钙对合成沸石的改性 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 氯化铁改性沸石对除氟效果的影响 |
| 4.4.2 氢氧化钙改性沸石对除氟效果的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果 |
（9）典型微囊藻毒素在农田土壤中的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 微囊藻毒素的研究概况 |
| 1.2.1 微囊藻毒素的化学结构 |
| 1.2.2 微囊藻毒素的理化性质 |
| 1.2.3 微囊藻毒素的毒性及污染状况 |
| 1.3 微囊藻毒素在土壤中的研究 |
| 1.3.1 土壤的结构与理化性质对微囊藻毒素吸附的影响 |
| 1.3.2 微囊藻毒素的结构和性质对其吸附行为的影响 |
| 1.3.3 竞争吸附对微囊藻毒素吸附的影响 |
| 1.4 吸附剂去除水体微囊藻毒素 |
| 1.4.1 人工材料吸附去除微囊藻毒素 |
| 1.4.2 天然材料吸附去除微囊藻毒素 |
| 1.4.3 其他材料对微囊藻毒素的吸附去除 |
| 1.5 研究框架 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容和方案 |
| 1.5.3 研究创新点 |
| 2 微囊藻毒素MC-RR在农田土壤中的吸附行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 吸附实验 |
| 2.2.4 微囊藻毒素MC-RR的测定 |
| 2.2.5 X射线衍射分析 |
| 2.2.6 傅立叶转换红外光谱分析 |
| 2.2.7 土壤粘粒矿物的提取 |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 吸附动力学特征 |
| 2.3.2 吸附热力学特征 |
| 2.3.3 土壤吸附微囊藻毒素MC-RR的有机碳分配系数（Koc） |
| 2.3.4 土壤理化性质对微囊藻毒素MC-RR吸附的影响 |
| 2.3.5 p H值对土壤吸附微囊藻毒素MC-RR的影响 |
| 2.3.6 X射线衍射分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 微囊藻毒素MC-RR在粘粒矿物中的吸附行为 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 吸附实验 |
| 3.2.4 微囊藻毒素MC-RR的测定 |
| 3.2.5 X射线衍射分析 |
| 3.2.6 傅立叶转换红外光谱分析 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附动力学特征 |
| 3.3.2 吸附等温线特征 |
| 3.3.3 p H值对粘粒矿物吸附微囊藻毒素MC-RR的影响 |
| 3.3.4 X射线衍射分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 藻粉粗提液中3种典型微囊藻毒素在水稻土中的吸附行为 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 4.2.4 微囊藻毒素（MC-LR、MC-RR、MC-YR）的测定 |
| 4.2.5 X射线衍射分析 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 吸附动力学特征 |
| 4.3.2 吸附等温线特征 |
| 4.3.3 水稻土吸附藻粉粗提液中3种微囊藻毒素的有机碳分配系数（Koc） |
| 4.3.4 p H值对水稻土吸附藻粉粗提液中3种微囊藻毒素的影响 |
| 4.3.5 X射线衍射分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（10）净水污泥吸附剂的制备及其对氨氮和氟的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 本研究的目的和意义 |
| 1.2 净水污泥概述 |
| 1.2.1 净水污泥的来源 |
| 1.2.2 净水污泥的危害 |
| 1.2.3 净水污泥的处置方法 |
| 1.2.4 净水污泥的利用现状 |
| 1.3 氨氮废水简介 |
| 1.3.1 氨氮的来源 |
| 1.3.2 氨氮的危害 |
| 1.3.3 氨氮废水的处理方法 |
| 1.3.4 氨氮吸附剂 |
| 1.4 含氟废水简介 |
| 1.4.1 氟的来源 |
| 1.4.2 氟的危害 |
| 1.4.3 含氟废水的处理方法 |
| 1.4.4 氟离子吸附剂 |
| 1.5 研究思路及内容 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 净水污泥吸附剂的制备及改性 |
| 2.3 水样的配制及测定方法 |
| 2.4 吸附剂的表征 |
| 2.4.1 能量色散 X 射线光谱分析 (EDX) |
| 2.4.2 X 射线衍射分析 (XRD) |
| 2.4.3 电镜扫描 (SEM) |
| 2.4.4 红外光谱分析 (FTIR) |
| 2.4.5 比表面测定 (BET) |
| 2.4.6 热重分析 (TG-DTA) |
| 2.5 氨氮吸附实验 |
| 2.5.1 焙烧温度对吸附的影响 |
| 2.5.2 焙烧时间对吸附的影响 |
| 2.5.3 粒径对吸附的影响 |
| 2.5.4 改性条件对吸附的影响 |
| 2.5.5 吸附剂投加量对吸附的影响 |
| 2.5.6 pH 对吸附的影响 |
| 2.5.7 时间对吸附的影响 |
| 2.5.8 温度和氨氮初始浓度对吸附的影响 |
| 2.5.9 共存阳离子的影响 |
| 2.5.10 氨氮脱附和再生实验 |
| 2.6 氟离子吸附实验 |
| 2.6.1 焙烧温度对吸附的影响 |
| 2.6.2 粒径对吸附的影响 |
| 2.6.3 改性条件对吸附的影响 |
| 2.6.4 吸附剂投加量对吸附的影响 |
| 2.6.5 pH 对吸附的影响 |
| 2.6.6 时间对吸附的影响 |
| 2.6.7 温度和氟离子初始浓度对吸附的影响 |
| 2.6.8 共存阴离子的影响 |
| 2.6.9 氟离子脱附和再生实验 |
| 第3章 净水污泥对水中氨氮的吸附效能研究 |
| 3.1 净水污泥的表征 |
| 3.1.1 EDX 分析 |
| 3.1.2 XRD 分析 |
| 3.1.3 FTIR 分析 |
| 3.1.4 TG-DTA 曲线分析 |
| 3.1.5 BET 结果分析 |
| 3.2 氨氮吸附剂制备方案的确定 |
| 3.2.1 焙烧温度对吸附的影响 |
| 3.2.2 焙烧时间对吸附的影响 |
| 3.2.3 净水污泥粒径对吸附的影响 |
| 3.2.4 吸附剂制备的正交实验设计 |
| 3.3 改性条件的确定 |
| 3.4 碱改性净水污泥的表征及吸附机理分析 |
| 3.4.1 EDX 分析 |
| 3.4.2 XRD 分析 |
| 3.4.3 FTIR 分析 |
| 3.4.4 SEM 分析 |
| 3.5 吸附剂投加量对氨氮吸附的影响 |
| 3.6 pH 对氨氮吸附的影响 |
| 3.7 吸附动力学 |
| 3.7.1 吸附时间的影响 |
| 3.7.2 吸附动力学模型 |
| 3.8 吸附等温线 |
| 3.8.1 吸附温度和氨氮初始浓度的影响 |
| 3.8.2 吸附等温模型 |
| 3.9 热力学分析 |
| 3.10 共存阳离子的影响 |
| 3.11 氨氮脱附和再生结果分析 |
| 3.12 小结 |
| 第4章 净水污泥对水中氟离子的吸附效能研究 |
| 4.1 氟离子吸附剂的制备及改性条件的确定 |
| 4.1.1 焙烧温度对吸附的影响 |
| 4.1.2 净水污泥粒径对吸附的影响 |
| 4.1.3 改性条件对吸附的影响 |
| 4.2 铈改性净水污泥的表征 |
| 4.2.1 EDX 分析 |
| 4.2.2 SEM 分析 |
| 4.2.3 XRD 分析 |
| 4.2.4 FTIR 分析 |
| 4.3 吸附剂投加量的影响 |
| 4.4 pH 对吸附的影响 |
| 4.5 吸附动力学 |
| 4.5.1 吸附时间对吸附的影响 |
| 4.5.2 吸附动力学模型 |
| 4.6 吸附等温线 |
| 4.6.1 吸附温度和氟离子浓度的影响 |
| 4.6.2 吸附等温模型 |
| 4.7 热力学分析 |
| 4.8 共存阴离子的影响 |
| 4.9 氟离子脱附和再生结果分析 |
| 4.10 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、高岭石胶体的降氟作用机理（论文参考文献）
- [1]诱导结晶除氟方法及新型纳米除氟滤料的构筑与机理研究[D]. 陈缜缜. 中国矿业大学, 2021
- [2]天然铝硅酸盐矿物对氟离子的吸附性能研究[J]. 卢承龙,苟晓琴,韩海生,孙伟. 矿产保护与利用, 2020(01)
- [3]钙铝型LDHs除磷除氟实验研究[D]. 余韵青. 合肥工业大学, 2020(02)
- [4]硫酸铝改性壳聚糖-沸石-高岭土复合吸附剂去除矿井水氟的实验研究[D]. 朱乐乐. 安徽大学, 2020(07)
- [5]煅烧蛇纹石负载羟基磷灰石同步处理高氟高铁锰地下水试验研究[D]. 刘思源. 辽宁工程技术大学, 2019(07)
- [6]石河子地区地下水水质演化与微量无机组分形成机理研究[D]. 侯珺. 新疆农业大学, 2018
- [7]羟基磷灰石除氟的实验地球化学研究[J]. 任超,王洪涛,季峻峰,李伟. 高校地质学报, 2016(02)
- [8]煤矸石合成4A沸石及其对含氟废水的吸附研究[D]. 王倩. 陕西师范大学, 2016(04)
- [9]典型微囊藻毒素在农田土壤中的吸附研究[D]. 邓哲深. 暨南大学, 2016(02)
- [10]净水污泥吸附剂的制备及其对氨氮和氟的去除研究[D]. 张玉妹. 苏州科技学院, 2014(03)