一、铁离子对聚乙烯膜在堆肥温度下降解性影响(英文)（论文文献综述）
杨常富[1]（2021）在《风化微塑料及其与典型抗生素的表界面行为研究》文中指出由于人类活动中塑料垃圾遍布全球,微塑料污染的问题应运而生。微塑料极易吸附有机污染物,其被环境中的生物摄食后对环境产生的威胁正引起越来越多的关注。微塑料风化后表面的形貌、亲水性、结晶度等特征均发生了一系列的变化,其与污染物间的吸附行为将随之发生变化,复杂的环境条件亦可能会影响其吸附行为。因此,本文开展微塑料与抗生素之间的表界面行为特性研究,剖析多种类型微塑料风化特征,深入探讨风化微塑料与抗生素吸附机理,本文的主要研究工作如下:1、水溶液中不同微塑料与四环素的表界面行为研究以常见的聚乙烯（PE）为主要研究对象,选用四环素（TC）为典型抗生素代表,研究其在多种原始微塑料表面的吸附行为。等温吸附实验结果表明,PE、聚苯乙烯（PS）和聚氯乙烯（PVC）中,TC在PE上的吸附容量最大。随着PE粒径的不断减小,对TC的吸附能力明显增加。不同的重金属离子对吸附作用的影响有差异;溶液离子强度的改变并不会明显影响吸附过程。微塑料的表面性质和水溶液中其它离子的存在对TC的吸附均有影响。2、PS芬顿风化前后及其与环丙沙星的表界面行为变化研究采用Fenton浸没法来加速模拟自然界中的微塑料的风化过程,并探讨了风化的微塑料与亲水性抗生素环丙沙星（CIP）的表界面行为。研究发现,风化的PS结晶度变小,表面含氧官能团增加,并且表面上出现裂纹,使其更可能被风化。PS表面变得粗糙,亲水性变得更好,使其更利于吸附亲水性污染物。静态吸附实验的结果表明,风化后PS对CIP的吸附量比原始PS的约高一倍左右,风化的PS颗粒对CIP的吸附行为会因环境中的各种条件（盐度、p H、腐殖酸、海水）而减弱。3、可降解塑料聚乳酸的风化特征及其与TC的表界面行为研究采用室内和室外等多种方法对可降解塑料聚乳酸（PLA）进行了风化,研究了常规条件下PLA的降解历程,并研究了其风化后与抗生素的表界面行为。研究发现,常规条件下PLA的风化特征与PS相似,其表面均变得粗糙,甚至出现了裂缝,这都导致了其对抗生素吸附量的增加。风化后的PLA同时其热稳定性变差,导致了部分细小的颗粒熔融团聚,因而比表面积未出现比较大的变化。研究还发现,风化后的PLA上含氧官能团的组成发生了变化,亲水性的官能团增多,其接触角也明显变小。因而风化后的PLA对TC的吸附能力较风化前有很大增加,两者潜在的生态风险也随之变大。该研究结果为可生物降解塑料的降解特征研究提供了思路和研究基础。
奚凯[2]（2021）在《陶瓷膜固载Fe2+降解芘的研究》文中研究表明多环芳烃（PAHs）是普遍已知的持久性有机污染物,具有致畸、致癌和致突变“三致”效应。在当今这个飞速发展的社会,Fenton氧化技术作为一种先进的氧化技术,被广泛用于自然中难被降解的有机污染物的治理。但是,在实际研究过程中,却发现Fenton反应存在着离子流失,能够造成二次污染等特点,因此,寻求一种有效的降解方法成为近年来研究的一个重要趋势。为了提高Fenton氧化技术优势,本文拟通过陶瓷膜与Fenton氧化工艺相联合技术对PAHs去除进行研究,设计出一套陶瓷膜Fenton反应器,并筛选出具有高效负载Fe2+的陶瓷膜,在此基础上采用硅烷耦合法制备负载Fe2+陶瓷膜,确定制备该陶瓷膜的最佳条件;运用该负载Fe2+的陶瓷膜结合H2O2试剂对多环芳烃-芘进行降解,研究不同芘浓度、pH、反应温度、反应时间、H2O2浓度降解芘的效果,检测芘降解过程中可能出现的中间产物,并推测出芘在陶瓷膜-Fenton工艺下的降解机理以及降解路径。本文围绕以上内容,主要研究结果如下:（1）结合陶瓷膜的优良性能及Fenton试剂的性能,设计出一套包括进水口、螺旋分隔板、陶瓷膜、外套管、清液出口、过氧化氢进口、浓液出口等配置的陶瓷膜Fenton反应器。选择三种不同孔径,不同载体的陶瓷膜,在相同pH、干燥时间下,对陶瓷膜进行负载,通过SEM、TEM等仪器表征手段,筛选出孔径0.14μm,氧化锆/二氧化钛涂层在α-Al2O3制得的陶瓷膜具有良好的负载性能。（2）结合SEM、TEM、XRD、XPS、ICP等表征手段,研究了不同pH、干燥时间、Fe SO4·7H2O含量对陶瓷膜负载性能,探讨出该陶瓷膜负载Fe2+的最佳效果,研究表明:在pH为5.20、干燥时间为2 h、Fe SO4·7H2O的含量为12.6g时,整体负载效果良好。（3）以难降解的多环芳烃-芘为研究对象,研究了其在不同条件下的降解效果、降解中间产物及降解路径:通过设置单批次及正交实验,研究发现pH为5.20,反应时间为70min,反应温度为30℃、H2O2浓度为0.80mol·L-1时,芘去除率最大。同时,通过GC-MS方法,检测到2,4-二甲基苯甲醛、4,5-二氢芘、邻苯二甲酸二丁酯、3,5-二叔丁基邻苯二酚,推断出羟基自由基主要进攻9,10位的C-C单键,为后续的实验提供了理论基础。总之,本研究设计出一套陶瓷膜Fenton反应器,并采用硅烷化试剂固定Fe2+,减少了铁离子的流失,拓宽了pH的应用范围,同时揭示了Fenton氧化降解芘过程中的羟基自由基的作用机理,为陶瓷膜Fenton反应器的进一步应用提供了理论依据。
苏治平[3]（2020）在《木质生物质基动态自适应性塑料替代材料的制备与性能研究》文中研究说明在石油基不可降解塑料对生态环境造成的污染越来越严重和世界各国都在加大力度限制塑料使用的国际背景下,发展可持续和可降解聚合物以替代石油基塑料对环境保护和社会可持续发展都具有重大意义。木质生物质是地球上最丰富的可持续天然高分子资源,具有制备塑料替代材料的巨大潜力。然而,木质生物质的结构十分复杂,主要组分纤维素、半纤维素和木质素之间存在复杂的相互作用,且分子内与分子间的强氢键作用使纤维素形成了高结晶性有序结构,导致木质生物质不仅很难溶解,也无法像石油基塑料一样进行热成形加工。本论文以未分离的木质生物质（木粉）、纤维素纸张和微晶纤维素为主要原料,通过将其与动态共价聚合物复合或利用动态共价化学方法对其进行改性,实现了木质生物质的热加工,并将其转化成了多种具有塑料替代潜力的动态自适应性材料,主要包括以下研究内容:（1）利用简单的热压法把木粉和动态亚胺聚合物粉末复合,制备了木粉/动态亚胺聚合物复合材料。首先通过在生物质和动态亚胺聚合物间构建动态氢键及动态亚胺键作用有效改善了两者的界面相容性,使制备的复合材料具有良好的力学性能,其杨氏模量、抗张强度、弯曲模量和弯曲强度分别能够达到1.92GPa、47.1MPa、4.74GPa和73.2MPa。研究和表征复合材料的动态热力学性能、应力松弛行为和自适应性能发现,木粉/动态亚胺聚合物复合材料具有优异的多层复合性能、形状塑造性能、自修复性能和再加工性能。木粉/动态亚胺聚合物复合材料还表现出优异的阻水性、抗水性和热稳定性。另外,动态亚胺键的可逆性还使其具有良好的降解性能和循环利用性能。木粉/动态亚胺聚合物复合材料不仅制备方法简单,而且综合性能优异,有望被应用为石油基塑料及其复合材料的新型替代材料。（2）利用简单的浸渍法把动态亚胺聚合物树脂复合在纸张的纤维网络中制备了纸张/动态亚胺聚合物复合材料。通过在复合材料内部构筑纤维素纤维和动态亚胺聚合物的互穿网络结构,并在两者间构建氢键相互作用,使复合材料表现出优异的力学性能,其抗张强度和杨氏模量分别达到71MPa和3.2GPa。通过研究和表征其动态热力学性能、应力松弛行为和热驱动自适应特性发现,纸张/动态亚胺聚合物复合材料具有良好的多层复合性能、自修复性能和形状塑造性能。纸张/动态亚胺聚合物复合材料还表现出良好的热稳定性和阻水性能、较低的吸水率、优异的抗水性和耐有机溶剂性,同时兼具超高的水蒸气和氧气阻隔性能。另外,其在常温下就能够完全降解在二胺的稀溶液中,且降解产物可以被完全回收利用。这些优异的性能表明纸张/动态亚胺聚合物复合材料可以替代传统石油基塑料作为新型“绿色”包装材料。（3）利用高碘酸钠对微晶纤维素进行氧化处理获得双醛纤维素,通过席夫碱反应使用小分子二胺对其进行交联,制备了纤维素基动态亚胺聚合物。获得的纤维素基动态亚胺聚合物具有良好的力学性能,其抗张强度和杨氏模量分别可以达到46.6MPa和2.87GPa。通过变温红外和分子动力学模拟对其结构进行表征发现,利用二胺对双醛纤维素进行交联能够有效限制纤维素分子间氢键的形成,并在纤维素分子链间引入动态亚胺交联网络,有助于使纤维素基动态亚胺聚合物具有良好的热加工性能。DMA测试结果显示其Tg为153～185℃。应力松弛测试和自适应性能研究结果表明纤维素基动态亚胺聚合物具有良好的自修复和再加工性能。纤维素基动态亚胺聚合物还兼具较高的热降解温度（?300℃）、超低的热膨胀系数(0.1ppmK-1),以及优异的阻水性、抗水性、耐溶剂性和降解性能。另外,通过复合纤维素基动态亚胺聚合物和木粉还可以获得高强度、高模量、低吸水率、高抗水性和可降解的新型木塑复合材料。以上结果表明,纤维素基动态亚胺聚合物不仅可以直接被应用为新型生物质基塑料,而且可以用于制备可持续和可降解的“绿色”复合材料。（4）同样利用高碘酸钠对微晶纤维素进行氧化处理,并将其和植物油基长链二胺聚合,制备了全生物质基动态亚胺聚合物。首先通过改变双醛纤维素的氧化度和动态亚胺网络的交联密度使聚合物的强度和韧性具有良好的可调控性,其杨氏模量、抗张强度和断裂伸长率分别可以在4.7～1320MPa、3.1～33.5MPa和2.5%～108%范围内调控。通过循环拉伸、变温拉伸、变温红外和分子动力学模拟对其力学性能和结构进行表征发现,全生物质基动态亚胺聚合物的强度和韧性主要由其结构中动态亚胺网络和多重动态氢键网络的协同效应所决定。全生物质基动态亚胺聚合物也具有良好的热加工性能、应力松弛行为和自修复性能,其Tg为25～65℃、力学性能的自修复率接近90%。另外,其还表现出超高的热降解温度（473℃）、超低的热膨胀系数(≤0.2ppmK-1)和极低的吸水率（?0.5%）,同时其还兼具优异的阻水性、抗水性、耐溶剂性、抗酸碱腐蚀性和降解性能。此外,通过复合全生物质基动态亚胺聚合物和木粉可以制备出力学性能优异、吸水率低、抗水性强、耐酸碱腐蚀和可降解的新一代木塑复合材料。因此,全生物质基动态亚胺聚合物在生物质基塑料和可持续复合材料领域都具有巨大的应用潜力。
李若嘉[4]（2020）在《丙硫菌唑对地膜源微塑料降解的影响及污染特征分析》文中提出微塑料污染已经被列入环境与生态科学研究领域的第二大科学问题,并成为与全球气候变化、臭氧耗竭和海洋酸化并列的重大全球环境问题。土壤中的微塑料含量已经超越水环境成为主要的环境储层,然而,与水环境相比,微塑料在陆地生态系统中作为隐形的污染物而相对被忽视。截至目前,塑料地膜残留已经成为农田土壤中微塑料污染的主要来源之一。中国作为世界上地膜覆盖栽培面积最大的国家,其残留污染严重。目前农业生产中聚乙烯地膜被广泛使用,但其在土壤中会长期存在,降解周期较长。为了减轻地膜残留的污染状况,生物可降解地膜逐渐被使用。但与普通聚乙烯地膜相比,它暴露于阳光和氧气环境中时,并不会完全降解,而会先碎裂成大量微塑料积累在土壤环境中,带来潜在的环境危害。地膜源微塑料在降解过程中会吸附各类疏水性有机物、重金属等污染物,并释放出各种有毒有害添加剂,引发生态风险。在农业土壤中,地膜表面吸附的农药,可能会迁移到内部。有研究发现,某些含硫/氯农药会促进地膜的降解。这些农药会加速地膜源微塑料对塑料添加剂的释放及污染物的吸附,导致进一步的环境污染。鉴于此,本课题以常见的聚乙烯（PE）地膜、生物可降解聚己二酸/对苯二甲酸丁二酯（PBAT）地膜源微塑料为研究对象,以目前在生产中被广泛使用的含硫/氯的高效新型杀菌剂丙硫菌唑为代表农药,研究土壤环境条件下该农药对两类地膜源微塑料降解的影响;并分析降解过程中微塑料对重金属及有机污染物的污染特征。主要研究结果如下:（1）丙硫菌唑对微塑料降解的影响:对PE和PBAT微塑料进行模拟降解实验,利用ATR-FTIR及SEM对降解结果进行表征,研究丙硫菌唑对微塑料降解的影响。结果表明:在土壤环境中,a)无论是否添加丙硫菌唑,PBAT表面氧化产生的羟基官能团及裂痕数量均高于PE微塑料;b)添加了丙硫菌唑后,这两类微塑料表面产生的裂痕均明显增多,说明在土壤环境中,PBAT和PE这两类微塑料均会发生降解,PBAT微塑料降解速率明显高于PE微塑料,且丙硫菌唑促进了这两类微塑料的降解。在无土壤环境下,微塑料表面的官能团和形貌均未出现明显变化。因此,说明地膜源微塑料的降解不仅受光照、微生物、水分等土壤条件的影响,还受到农药等农用化学品的影响。（2）微塑料降解过程中的重金属污染特征:在PE和PBAT微塑料模拟降解实验中,利用ICP-MS对每周降解的土壤与微塑料进行表征,研究有无丙硫菌唑条件下,两类地膜源微塑料的重金属污染特征。结果表明:对于重金属砷、钡、铬、铅来说,这几类均为在土壤环境在常见的重金属污染物,其在土壤中的浓度高于微塑料中的浓度,它们会被微塑料逐渐吸附,丙硫菌唑会阻碍微塑料对金属的吸附;对于重金属锡来说,由于常被用作稳定剂添加在在地膜中,其在地膜源微塑料中的浓度远高于土壤中的浓度,它会逐渐释放到土壤中去,丙硫菌唑对Sn的释放影响不大;对于金属铜来说,其在土壤中浓度与微塑料中浓度相近,丙硫菌唑会促进微塑料吸附土壤中的铜;PBAT由于降解速率更快,比表面积更大,其对这几类重金属的吸附能力普遍高于PE。因此,土壤中地膜源微塑料对重金属的吸附释放行为是一个复杂的动态过程,丙硫菌唑会对该过程造成影响,相较于PE微塑料,PBAT会表现出更大的负面影响。（3）微塑料降解过程中的有机物污染特征:在PE和PBAT微塑料模拟降解实验中,对每周降解的土壤进行超声萃取,并利用GC-MS进行表征,研究有无丙硫菌唑条件下,两类地膜源微塑料的有机物污染特征。结果表明:在土壤环境中,降解后的地膜源微塑料会向土壤中释放增塑剂邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯;与自然降解的微塑料相比,在添加丙硫菌唑后,邻苯二甲酸类增塑剂释放时间提前;相较于PE微塑料,PBAT微塑料降解过程可以检测到邻苯二甲酸酯类化合物的时间更早。因此,在土壤环境中,丙硫菌唑可以促进PE和PBAT两类地膜源微塑料中增塑剂的释放,且PBAT中的增塑剂释放速率更快,具有更大的潜在风险。本论文研究结果将有助于正确认识地膜源微塑料降解过程对土壤生态环境的影响,为农用地膜的科学、规范使用及生物可降解地膜的合理开发提供科学依据,准确评估农药和地膜源微塑料对土壤生态环境、农作物和人类健康的潜在风险。
黄梅[5]（2020）在《生物炭源溶解性有机质结构特性以及与重金属结合机制的研究》文中提出生物炭因其孔隙结构发达,比表面积大和独特的表面化学特性而被推荐作为土壤修复剂应用于重金属污染土壤中。然而,近年来,研究者发现,生物炭环境应用过程中溶出的溶解性有机质（dissolved organic matter,DOM）具有高反应活性和显着流动性,对重金属迁移性影响显着,与生物炭环境行为明显不同,从而可能使生物炭在环境中的重金属封存优势被高估。因此,全面了解生物炭源溶解性有机质的结构特性及其与重金属的相互作用是深入认识和合理评估生物炭环境效应和风险的关键。但是,生物炭源DOM组成特性的极度多样性、复杂性和异质性却阻碍了相关研究的深入进行。本文以生物炭释放的DOM为研究对象,基于光谱滴定、室内培养等试验手段,结合显微观测、光谱学、质谱学和同步辐射等检测技术,辅以平行因子分析、络合模型、二维相关光谱分析、差示吸收光谱分析和高斯拟合等分析手段,研究了生物炭释放的DOM的结构特性和分子组成变化与热解温度、体系p H、微生物作用之间的关联性,探讨了不同重金属和生物炭源DOM自身特性改变对生物炭源DOM与重金属结合过程的影响机制,最后深入分析了生物炭源DOM与重金属结合的微观结构机制。本文的研究内容和结果如下:（1）热解温度（300、400、500℃）影响下生物炭源DOM的表观形貌、结构特性和分子组成变化规律的解析。对比分析小麦与玉米秸秆生物炭源DOM的特征发现,两者的溶解性有机碳（dissolved organic carbon,DOC）浓度、形貌特征、矿物组成、有机结构和分子组成对热解温度的响应特征具有相似性。随着热解温度的增加,生物炭源DOM的DOC浓度显着性降低（p<0.05）,每增加100℃,DOC浓度约降低2 g kg-1。通过扫描电镜表征生物炭源DOM发现,在低热解温度条件下,生物炭源DOM的表面由光滑的不规则结构聚合在一起,但是随热解温度的增加,生物炭源DOM表面的光滑度降低且聚合结构模糊化,表面矿物质增多。生物炭源DOM表面的矿物质以钾盐为主,同时随着热解温度的增加,矿物质深绿辉石的含量增加。另外,通过固体核磁共振和傅里叶变换离子回旋共振质谱对生物炭源DOM的有机结构组成分析发现,生物炭源DOM的分子组成以碳氢氧类化合物为主,热解温度的增加,促进生物炭释放大量的缩合芳香性以及含氧官能团进入溶解相,同时降低了生物炭源DOM中木质素的含量。（2）生物炭源DOM的分子结构、官能团类型和分子构型构象对p H-热解温度双因素变化的响应特征分析。根据三维荧光光谱结合平行因子分析的结果可知,在不同的热解温度条件下,生物炭源DOM的3种荧光组分对p H的响应特征具有相似性,但是,不同荧光组分的荧光强度随p H变化的变化趋势不同,类腐殖酸组分C1的荧光强度在所研究的p H范围内（3.0–10.0）整体呈上升趋势;类腐殖酸组分C2的荧光强度在p H 4.0出现峰值,且在p H 9.0–10.0范围呈上升趋势;类蛋白质组分C3荧光强度的变化趋势与组分C2相反。受热解温度的影响,生物炭源DOM的差示吸收光谱沿观测波长呈不同的变化趋势,且具有的特征峰的峰位和数量不同。随着p H的变化,生物炭源DOM的差示吸收光谱的特征峰峰位不变,但是峰强和峰宽发生了一定的变化。通过高斯拟合,差示吸收光谱的特征峰与酚羟基和羧基、发色团之间的内反应以及分子构型构象的变化有关,说明这些作用在生物炭源DOM对p H响应过程中的重要性。（3）生物炭源DOM的微生物转化过程及其与不同重金属结合差异性探究。基于紫外可见吸收光谱参数以及三维荧光光谱结合平行因子分析,发现生物炭源DOM自身含有丰富的高碳化、高芳香性以及高分子量组分,并在微生物作用过程中得到增强,这可能有助于提高生物炭源DOM的环境稳定性以及与重金属的结合能力。通过同步荧光光谱和红外光谱结合二维相关光谱分析发现,Cd（II）优先与生物炭源DOM的蛋白质类和富里酸类组分结合,而蛋白质类和腐殖酸类组分对Cu（II）具有更强的亲和力。此外,酚基和羧基优先参与Cd（II）与生物炭源DOM的结合过程,而多糖对Cu（II）干扰的响应最快。这些结果清楚地证明了生物炭源DOM中单个荧光组分和有机官能团在特定重金属结合行为中的差异性,有助于提高对生物炭在多金属污染土壤系统中应用潜力的认识。（4）不同热解温度生物炭释放的DOM中特定组分与重金属结合的能力和顺序探讨。随着热解温度的升高,小麦和玉米秸秆生物炭释放的DOM中荧光组分的荧光分布规律以及对重金属的响应特征具有相似性。腐殖酸类组分荧光强度的相对分布增加而蛋白质类的相对分布降低,此外,热解温度每增加100℃,生物炭源DOM的荧光组分与Cu（II）的结合稳定常数log KM约增加1个数量级。通过二维红外相关光谱分析发现,生物炭源DOM中重金属结合位点具有多相性分布特征且结合顺序高度复杂。Cu（II）与生物炭源DOM的结合过程均有非荧光组分多糖基的参与,且具有优先性;酰胺基只参与300℃和400℃热解生物炭释放的DOM与Cu（II）的相互作用过程,因为500℃热解生物炭只含有微量的蛋白质;酚羟基只参与500℃热解生物炭释放的DOM与Cu（II）的结合作用,并对Cu（II）浓度增加的响应最快。以上研究结果为合理评估生物炭在污染环境中的应用潜力提供了新的视角。（5）生物炭源DOM与Cu（II）结合的微观结构机制的深入探索。研究发现,Cu（II）滴定生物炭源DOM的差示吸收光谱只在250 nm附近出现明显的特征峰,而在300 nm以上波长范围内变化不明显,表明羧基发色团的参与是Cu（II）与生物炭源DOM的主要结合作用,而分子间的内反应以及分子结构的作用较小。通过X-射线吸收光谱进一步分析发现,Cu（II）与生物炭源DOM以Cu-O-C结构形成内圈络合物,并且Cu（II）主要是与生物炭源DOM的两个相邻的羧基双齿配位形成七元环状内圈络合物。综上所述,本文发现生物炭源DOM的组成结构特性高度依赖于生物炭制备的温度、体系p H以及微生物的作用,相互关系错综复杂但存在一定的规律可寻。此外,本文明确了生物炭源DOM与重金属结合的金属特异性、热解温度影响机制以及微观结构机制,构建了热解温度、生物炭源DOM特性以及生物炭源DOM-重金属结合作用三者之间的构效关系。本文的研究结果有助于理解生物炭施用过程中溶出的DOM的环境化学行为以及与重金属相互作用的变化规律,并为生物炭在重金属污染环境中应用风险的合理评估提供理论性依据。
王东杰[6]（2020）在《REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究》文中认为稀土（Rare Earth简写RE）被称为“工业维生素”和“新材料的宝库”,是极其重要的战略资源,REx（CO3）y（碳酸稀土）是生产稀土产品的重要基础原料,在其生产冶炼过程产生大量废水,该类废水因含有氨氮和稀土是工业废水处理和资源化研究的热点。稀土的回收和氨氮的再利用是该废水需要解决的主要问题。目前这种废水大多采用蒸发浓缩法（MVR）处理,但采用此方法成本较高并伴有氨氮、COD的“二次污染”。本文基于膜电解原理,开发REx（CO3）y冶炼废水处理及资源化工艺,不仅为REx（CO3）y冶炼废水增加了处理手段、实现资源的循环利用,也有效避免了“二次污染”现象。首先研究建立了 REx（CO3）y冶炼废水中氨氮、COD和重金属元素的检测方法,新方法突破了原有的技术瓶颈,在检测手段、检测范围、基体干扰和操作步骤等方面均有显着改善,为后续试验研究的准确性提供了检测保障,新建的3种检测方法通过了精密度、准确度试验验证。采用模拟的REX（CO3）y冶炼废水为研究对象,验证膜电解法处理REx（CO3）y冶炼废水的可行性,并获得最优膜电解参数。废水初始浓度50g/L、电解电压9V、极板间距离4cm时,自主设计开发的新型“三槽双膜三电极”电解槽与双电极电解槽相比,NH4Cl去除率提高30.5%,电解效果明显提升。采用实际废水为研究对象,探究膜电解应用的有效性。优化电解参数、膜和电极材料等条件,NH4Cl、COD和REO的去除率达到93.8%、86.4%和82.1%;利用SEM、XRD、EDX等手段进行表征,发现导致膜污染的主要物质为RE（OH）3无定形沉淀,其中Ce（OH）2、Tb（OH）3和Y（OH）3的吸附性膜污染较严重;分析了膜污染的“吸附-夹杂-堵塞”机理、开发了 HCl-NaClO联合清洗剂,提出了基于HCl-NaClO联合清洗作用于RE（OH）3膜污染的反应机理,通过组合方式的系统研究,使清洗后离子膜的离子通量恢复率提高到96.8%,有针对性地解决了 RE（OH）3对膜的污染问题。最后,提出了氨的“NH3·H2O-NH3-NH4HCO3”分离转化方案,经“分离-富集-合成”的资源转化试验,提出了 CO2参与反应、由NH4Cl向NH4HCO3的转化模型,形成纯度达93%的NH4HCO3产品,并将该NH4HCO3回用于REx（CO3）y的冶炼生产。
李卓桁[7]（2018）在《紫外光驱动高级氧化技术的石化废水处理实验研究》文中研究指明石化废水排放量大,成分复杂,难以降解,是废水处理领域的研究热点。传统的处理技术如生物处理措施包括活性污泥法等对于石化废水中易降解有机物有较好的去除效果,对于难降解污染物如多环芳烃等处理效果较差,因而需要配合其他技术作为预处理或者深度处理措施以求进一步降解污染物。光驱动高级氧化技术作为高级氧化技术的一个重要分支,因其具有适应性广、反应条件温和、无二次污染等优点,受到了学者们的广泛关注。通过紫外光照射可以激发强氧化剂发生剧烈的光化学反应,加速生成具有强氧化能力的羟基自由基,通过羟基自由基来无选择性地攻击污染物,最终将绝大部分有机化合物彻底矿化或分解成为低毒或者无毒的小分子物质。本实验以北方某石化厂生产废水为研究对象,考察了典型光驱动氧化技术UV/H2O2对石化废水生产废水的实际处理效果。UV/H2O2技术的处理效果主要受溶液初始pH、H2O2投加量和紫外光照强度影响,通过实验分析发现光照强度对处理效果的影响最大,其次是H2O2投加量,最后是溶液初始pH。以COD去除率为指标,最佳反应条件为:初始pH值为6,H2O2投加量为6g/L,紫外光照强度为6mW/cm2。在最佳反应条件下COD、DOC、BOD、UV254去除率分别可达83.1%、85.4%、82.2%、90.5%,说明废水中多环芳烃等含苯环及共轭键结构物质得到有效去除;水样SUVA值由初始的3.719降低为出水时的2.400,表明腐殖质类有机物得到了有效去除降解;反应前后废水可生化性变化差异不大,为后续生物处理提供了适宜的反应条件。以COD去除率为指标对比了UV、H2O2、UV/H2O2、UV/Fenton四种AOPs技术对石化废水的处理效果,在pH为4,H2O2投加量6g/L,紫外光照射强度为6mW/cm2的条件下,去除效果从优到劣为UV/Fenton>UV/H2O2>UV>H2O2。在UV/H2O2技术基础上,引入铁盐作为催化剂形成UV/Fenton技术,并利用UV/Fenton技术对石化废水反渗透浓液进行处理,以期取得到更佳的处理效果。分别采用Fe2+与Fe3+为催化剂对石化废水进行降解处理,结果表明Fe2+作催化剂效果优于Fe3+。以DOC去除率为指标,通过正交实验发现影响因素显着性排序为Fe2+投加量>紫外光照强度>H2O2投加量>pH值。在pH为4,H2O2投加量为20mmol/L,Fe2+投加量0.3mmol/L,紫外光照强度为6mW/cm2的条件下,反渗透浓液COD、DOC去除率分别为51.5%和43.7%,说明水体中污染物得到有效去除,其出水可达《污水综合排放标准》（GB8978-1996）二级排放标准,同时发现出水可生化性得到大幅度提高,由0.038变为0.285,有利于后续生化处理。为进一步分析处理过程中污染物降解去除机理,采用三维荧光光谱对试验水样进行表征检测分析,发现浓液中难降解污染物主要为色氨酸芳香族有机物及微生物代谢副产物,经过处理后五个区域荧光物质去除效果分别达到56.3%、67.5%、76.1%、68.3%、79.7%,说明废水中多环结构污染物被破坏,大分子有机物被分解为小分子有机物,从而表明浓液中污染物得到有效去除。
刘少恒[8]（2018）在《重金属胁迫下固定化Bacillus sp.P1对多环芳烃的去除机理研究》文中认为多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）是一类分布广泛的难降解有机污染物,其具有急慢性毒性作用,甚至具有致畸、致癌、致突变的能力,因此,其对环境的污染和危害已经成为一个备受关注的问题。微生物降解PAHs是一种经济、高效的PAHs污染治理方式。微生物所产生的酶在降解PAHs的过程中起关键作用。而污染环境中常与PAHs共存的重金属能通过影响微生物的生长及产酶或酶促降解过程对PAHs的生物降解造成影响。在实际应用中,由于游离态的微生物容易在与本土微生物进行恶性竞争中失去降解优势,同时也由于难以适应现实恶劣的自然环境而降低对PAHs的处理效率。而利用固定化技术将微生物进行包埋固定后,微生物将会固定在聚合体形成的基质内部,这样的聚合微环境能提高微生物密度,使得微生物抵御环境影响的能力增强,同时还可以将微生物重复再利用,以此提高对PAHs的降解能力。现在已有越来越多的研究关注到固定化微生物降解PAHs的应用,但有关于固定化微生物处理PAHs的机理研究还尚不明晰,特别是在重金属与PAHs共存的情况下。在微生物处理PAHs与重金属复合污染时,由于PAHs和重金属都会对微生物带来生理生化方面的影响,给微生物带来氧化损伤或使得微生物具有抗性。因此研究微生物在固定化前后对PAHs和重金属的生理响应和解毒机制,能为提高微生物的处理效率及固定化技术在微生物处理PAHs和重金属复合污染研究中起到重要作用。同时,将微生物与生物炭联用,发挥二者的协同作用,对于经济高效地将微生物应用于土壤环境的修复具有重要意义。因此,本研究以高效降解菌Bacillus sp.P1为实验对象,探究了重金属胁迫下游离态Bacillus sp.P1降解菲的过程及酶学反应变化,然后通过固定化技术将Bacillus sp.P1进行处理,比较了固定态及游离态菌株在重金属胁迫下处理PAHs的差异,通过分析Bacillus sp.P1的生理响应及解毒机制,阐明了固定化作用对重金属胁迫下菌株处理PAHs的影响机理。最后将生物炭与Bacillus sp.P1通过固定化技术联用,用于菲和镉污染土壤的处理,研究结果将为微生物在PAHs和重金属复合污染修复中的应用提供理论指导。本研究的具体工作及成果主要可归纳为以下四个方面:第一部分探究了Pb（II）和Cd（II）胁迫下游离态Bacillus sp.P1降解菲的过程及酶学反应变化,分析了Pb（II）和Cd（II）对Bacillus sp.P1降解菲的降解途径及降解能力的影响,同时通过SDS-PAGE分析法探究了重金属胁迫下Bacillus sp.P1降解菲时所产胞外、胞内分泌物中蛋白的组成、浓度的变化,通过测定其中的关键开环酶邻苯二酚2,3-双加氧酶酶活的变化,研究了重金属对Bacillus sp.P1分泌物酶活性的影响。在比较胞外、胞内酶酶促降解效率时考究了其最优降解的pH及温度。整体上而言,重金属离子Pb（II）和Cd（II）均抑制了Bacillus sp.P1对菲的降解,且Cd（II）的抑制作用大于Pb（II）。Pb（II）和Cd（II）不改变Bacillus sp.P1降解菲的邻苯二甲酸途径,仅影响各组分的浓度。重金属影响Bacillus sp.P1降解菲过程中酶学性质主要表现在,随Pb（II）浓度增大,胞外和胞内分泌物中的总蛋白含量及33-45 kD分子量蛋白含量均呈现先增大后减小的趋势。而随Cd（II）浓度增大,胞外、胞内分泌物中蛋白总浓度及含邻苯二酚2,3-双加氧酶的33-45 kD蛋白的浓度依次减小。Pb（II）对Bacillus sp.P1胞外及胞内粗酶液中邻苯二酚2,3-双加氧酶酶活的影响存在低浓度促进、高浓度抑制的作用。而Cd（II）对Bacillus sp.P1胞外及胞内粗酶液中邻苯二酚2,3-双加氧酶的酶活呈现抑制作用。在较佳pH和温度下,低浓度Pb（II）对菲的酶促降解有促进作用,而高浓度Pb（II）则会抑制菲的酶促降解。而Cd（II）的出现抑制了菲的酶促降解,且Cd（II）浓度越大,抑制作用越为显着（P<0.05）。第二部分利用固定化技术对Bacillus sp.P1进行处理,探究了聚乙烯醇（PVA）和海藻酸钠（SA）固定Bacillus sp.P1的最优实验条件,检验了固定化凝胶菌球的可重复利用性,比较了灭活固定化菌和游离态菌对镉胁迫下对PAHs（菲和芘）吸附的影响差异、动力学方程、菌体表面性质差异,同时关注了固定化作用对pH、温度、不同重金属及PAHs降解中间产物菲醌等影响因素的屏蔽作用。研究结果表明,固定菌球的PVA、SA和生物接种量的最优水平分别为12%、0.3%和10 mL。固定后,由于菌体表面的孔状结构更多,这些孔状可以显着增大污染物的吸附位点,提高生物可利用性,因此对菲和芘的去除效率相较于固定前的去除效率更高更快。固定态灭活Bacillus sp.P1及游离态灭活Bacillus sp.P1对菲和芘的吸附过程符合准二级动力学方程,且菲的符合度高于芘吸附的符合程度。分析动力学参数发现,固定后,菲的吸附速率有所下降,但吸附量增大,而芘的吸附速率和吸附量均有所增大。但芘的吸附量及吸附速率较菲的吸附而言,变化更小。固定化Bacillus sp.P1菌球可以多次回收并用于菲的降解,重复利用性较高。固定后,Bacillus sp.P1耐环境冲击性增强,对pH、温度的适应性更广,对重金属及PAHs降解中间产物等毒害物质的屏蔽能力增大。固定化载体保护了菌体,增强了对菲的降解能力。第三部分从Bacillus sp.P1菌体细胞的角度出发,探究了Cd（II）胁迫下Bacillus sp.P1降解菲时的生理响应及解毒机制,比较了固定化前后菌体生物量、总蛋白、解毒指标SOD、CAT及GSH的变化,分析了重金属富集量与解毒指标之间的相关性以及胞外分泌物与重金属浓度的变化关系,进一步阐明了Cd（II）胁迫下固定化作用对Bacillus sp.P1在降解菲时存在差异性的原因。研究结果表明,PAHs和重金属给Bacilllus sp.P1带来氧化损伤后,菌体会产生一系列的生理响应及解毒机制抵抗氧化损伤,当损伤不能缓解时,细胞会受到伤害,甚至出现菌体灭亡的情况。实验发现,固定后,Bacilllus sp.P1生物量较固定前更大,解毒指标SOD、CAT及GSH都较固定前有较大变化。这三者都会随菌体内重金属的富集量变化而变化,其中SOD活力对Cd（II）胁迫的敏感度最高。固定化载体对Bacilllus sp.P1的外排解毒机制有一定的促进作用。固定化载体将胞外多糖等物质固定在细胞周围,以吸附Cd（II）,从而减小Cd（II）的污染,因此,随着随时间推移,固定态Bacilllus sp.P1较游离态Bacilllus sp.P1细胞的胞外总糖含量更高,而反应体系中Cd（II）浓度也更小。糖类物质有利于络合环境中的重金属,而蛋白类物质（如酶）对于分解环境中的有机污染物会起到积极作用,因此固定后胞外蛋白含量浓度较游离态的蛋白浓度更大。第四部分将Bacillus sp.P1与生物炭联用,并利用固定化技术将Bacillus sp.P1固定在生物炭上,使二者发挥协同作用,共同处理菲-镉污染土壤,通过探讨Cd（II）对生物炭修复土壤吸附菲的影响、动力学方程以及pH对Cd（II）胁迫下生物炭修复土壤吸附菲的影响,了解了生物炭单独作用对菲-镉污染土壤处理的效果,同时比较了Bacillus sp.P1及生物炭单独作用及利用固定化技术将二者联合作用时对土壤中菲和镉的去除效果,总结了微生物与生物炭交互作用的机理。实验结果表明,生物炭修复土壤对菲的吸附效率随时间延长而增加,约在4 h内达到吸附最大值,随后开始解吸过程,在24 h达到吸附平衡。菲和Cd（II）的吸附存在竞争作用。生物炭修复土壤对菲的吸附过程符合准二级动力学方程。Cd（II）胁迫下,生物炭修复的土壤对菲的的吸附速率有所降低。pH对Cd（II）胁迫下生物炭修复土壤吸附菲的影响较大,碱性条件利于菲的吸附,中性环境下菲的吸附率最低。Cd（II）的添加使得酸性条件下菲的吸附量减小,而弱碱性环境中,菲的吸附量增大。游离态Bacillus sp.P1单独添加进土壤处理菲-镉污染时,其对菲的降解效果并不理想,对重金属的处理能力较弱。利用生物炭固定Bacillus sp.P1会使得生物炭与Bacillus sp.P1产生协同作用,有利于菲的污染修复,但生物炭与Bacillus sp.P1的联用对于土壤中Cd（II）的总量降低及可利用态Cd（II）的减小上略逊色于生物炭单独作用。
何士冲[9]（2017）在《复杂体系下有机膨润土吸附性能及垃圾填埋防渗性能基础研究》文中提出填埋仍是目前应用最广泛的垃圾处置方式之一。常见填埋场防渗衬垫不能有效阻止渗滤液中有机污染物的扩散,亟需发展一种新型自洁净防渗衬垫。本文在评述有机膨润土吸附有机污染物性能的基础上,研究了复杂条件下有机污染物在衬垫中的迁移行为,进一步考察了其原位去除效果,试图为开发一种新型自洁净垃圾填埋场防渗衬垫提供科学依据。论文取得了一些有价值的结果:（1）发现渗滤液中共存有机污染物能增强有机膨润土基防渗衬垫阻控污染物的能力,而共存重金属、胶体和盐则降低衬垫阻控污染物的能力。共存的多种有机污染物增大了有机膨润土对有机污染物的吸附,6种有机污染物的去除率增大了 3.99-11800倍,增大程度与污染物分子尺寸呈负相关;共存的重金属将占据膨润土表面吸附点位,限制有机污染物在膨润土上的吸附;溶液中共存的胶体对有机膨润土吸附污染物产生竞争作用,降低有机污染物在有机膨润土上的吸附;溶液中的盐将占据膨润土表面吸附位点,同时限制膨润土溶胀,0.5mol/L盐将使有机膨润土吸附有机污染物性能降低50%以上。（2）发现提高压力能增强衬垫阻控污染物的性能,而温度升高将限制衬垫阻控污染物性能。压力提高衬垫材料压实状态,当压力增大到17.4kPa, 15g衬垫渗透系数降低25%,提高衬垫阻控污染物能力。高温将增大衬垫的渗透系数,降低有机膨润土吸附污染物能力,导致衬垫阻滞污染物迁移性能降低。运用一维传质模型能准确模拟污染物在衬垫中的迁移。（3）发明一种高效阻滞迁移并原位降解渗滤液中有机污染物的方法,去除衬垫中污染物的同时保持衬垫材料的结构和吸附能力,实现衬垫自洁净。联合使用零价铁和CTMAB膨润土能协同高效去除溶液中多种有机污染物,对5种污染物去除率均大于97%,释放CTMAB-膨润土吸附能力的同时保持CTMAB-膨润土的结构。共存的盐及腐殖质将限制衬垫衬垫自洁净能力。
张鑫[10]（2015）在《PVP改性酸碱型高温质子交换膜的制备与性能表征》文中进行了进一步梳理质子交换膜（PEM）作为质子交换膜燃料电池（PEMFC）的核心部件,在电池内部起着隔离燃料和氧化剂、绝缘电子、传导质子的作用,其性能的优劣直接影响燃料电池的综合性能。目前质子交换膜中应用最广泛的全氟磺酸膜虽在低温高湿度下有良好的质子传导性和力学性能,但在传导质子时极依赖水,且有水热管理复杂、CO催化剂中毒、价格昂贵等缺点,因此开发新型的高温质子交换膜十分重要。膦酸基团的电离度只略低于磺酸基,在高温无水条件下具有自电离现象,且具有较好的吸水性,因此以磷酸基团作为质子载体的质子交换膜是高温质子交换膜开发研究的热点方向之一。本论文采用氨基三甲叉膦酸（ATMP）作为质子传导介质,以3-氨丙基三甲氧基硅烷（APTES）为前驱体,聚乙烯吡咯烷酮（PVP）为辅助改性剂,水作为反应体系溶剂,通过溶胶-凝胶过程制备酸碱型质子交换膜及其PVP改性膜。本论文期望强络合性的PVP能与氨基硅氧烷膦酸盐形成较稳定配位物,提高质子膜的化学、机械稳定性能,并期望PVP上的羰基能与质子膜中羟基形成氢键,而N元素的引入促进质子膜中N、P元素的协同作用,加速膦酸自解离,利于质子传输通道的形成。FT-IR分析表明,ATMP上的膦酸基团与APTES上的氨基发生了酸碱中和反应,成功形成了酸碱离子对,同时氨基硅氧烷成功发生了水解反应,形成了Si-O-Si网络结构。XRD分析表明,两组质子膜均为非晶态结构,均未出现结晶现象。TG-DSC热分析表明,本论文制备出的酸碱型质子膜及其PVP改性膜具有良好的热稳定性,能在200℃下稳定运行。耐水解性、吸水率、溶胀度及抗氧化性测试表明PVP的添加在改善质子膜耐水解性、吸水性、尺寸稳定性的同时还提高了质子膜的抗氧化性。形貌分析表明,PVP改性膜的表面及脆断面均未出现明显的相分离现象和团聚现象,说明PVP与质子膜相容性良好,而PVP的添加使质子膜结构更为致密,提高了质子膜的吸水、保水性。离子交换容量（IEC）测试及质子电导率测试分析表明,两组质子膜在高温低湿度下显示出良好的质子传导性,且随IEC值及PVP添加量的增加而增加,在140℃时酸碱膜AAM-1的质子电导率为1.64×10-2 S·cm-1,而其PVP改性膜的质子电导率最高可达1.73×10-2 S·cm-1,这表明PVP的引入加速了膦酸基团的自解离,利于质子传输通道的形成。
二、铁离子对聚乙烯膜在堆肥温度下降解性影响(英文)（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、铁离子对聚乙烯膜在堆肥温度下降解性影响(英文)（论文提纲范文）
（1）风化微塑料及其与典型抗生素的表界面行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微塑料污染现状 |
| 1.2 抗生素污染现状 |
| 1.3 微塑料的风化特征研究 |
| 1.3.1 环境风化因素 |
| 1.3.2 微塑料的风化特征 |
| 1.4 微塑料与其他污染物的表界面行为研究 |
| 1.4.1 重金属 |
| 1.4.2 有机污染物 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 技术路线与研究内容 |
| 1.6.1 技术路线 |
| 1.6.2 主要内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法总述 |
| 2.2.1 微塑料风化方法 |
| 2.2.2 微塑料表征方法 |
| 2.2.3 吸附实验方法 |
| 2.3 数据处理方法 |
| 2.3.1 吸附量的计算 |
| 2.3.2 吸附动力学模型 |
| 2.3.3 吸附等温线模型 |
| 2.3.4 动态吸附模型 |
| 第3章 聚乙烯与四环素的表界面行为研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 静态吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同种类微塑料对四环素的吸附 |
| 3.3.2 吸附动力学 |
| 3.3.3 粒径的影响 |
| 3.3.4 重金属和离子强度的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 聚苯乙烯风化特征及其与环丙沙星的表界面行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 风化及吸附实验 |
| 4.2.1 风化常规微塑料 |
| 4.2.2 静态吸附实验 |
| 4.2.3 动态吸附试验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 聚苯乙烯的风化特征 |
| 4.3.2 吸附动力学 |
| 4.3.3 吸附等温线 |
| 4.3.4 环境影响因素 |
| 4.3.5 动态吸附 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 聚乳酸风化特征及其与四环素的表界面行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 风化及吸附实验 |
| 5.2.1 风化可降解微塑料 |
| 5.2.2 静态吸附实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 聚乳酸的风化特征 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.3.3 吸附等温线 |
| 5.3.4 离子强度影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士阶段的科研成果 |
（2）陶瓷膜固载Fe2+降解芘的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 环境中PAHs的简介 |
| 1.2.1 环境中PAHs的来源及分布 |
| 1.2.1.1 水体中的PAHs |
| 1.2.1.2 大气中的PAHs |
| 1.2.1.3 土壤中的PAHs |
| 1.2.2 环境中PAHs的污染现状 |
| 1.2.3 环境中PAHs的危害 |
| 1.3 多环芳烃的修复 |
| 1.3.1 生物修复 |
| 1.3.2 常规处理法 |
| 1.3.2.1 吸附法 |
| 1.3.2.2 电化学法 |
| 1.3.2.3 光氧化法 |
| 1.3.2.4 化学氧化法 |
| 1.4 Fenton氧化技术的发展趋势 |
| 1.4.1 Fenton反应的发现 |
| 1.4.2 Fenton试剂的反应机理 |
| 1.4.2.1 羟基自由基原理 |
| 1.4.2.2 高价铁反应原理 |
| 1.4.3 Fenton反应的制约因素 |
| 1.4.3.1 Fe来源及Fe~(2+)添加量 |
| 1.4.3.2 H_2O_2浓度 |
| 1.4.3.3 pH |
| 1.4.3.4 温度 |
| 1.4.3.5 反应时间 |
| 1.4.4 Fenton氧化存在的问题以及对技术的改进 |
| 1.4.4.1 电-Fenton |
| 1.4.4.2 光-Fenton |
| 1.4.4.3 微波-Fenton |
| 1.4.4.4 Fenton-氧化混凝法 |
| 1.4.4.5 配体-Fenton |
| 1.4.4.6 生物-Fenton |
| 1.4.5 非均相Fenton技术 |
| 1.4.5.1 铁负载型铁催化剂 |
| 1.4.5.2 含铁金属氧化物催化剂 |
| 1.5 陶瓷膜概述 |
| 1.5.1 陶瓷膜的分类与制备 |
| 1.5.1.1 Al_2O_3膜 |
| 1.5.1.2 TiO_2膜 |
| 1.5.1.3 SiO_2膜 |
| 1.5.2 陶瓷膜分离耦合技术研究现状 |
| 1.5.2.1 陶瓷膜在废水处理中的应用 |
| 1.5.2.2 陶瓷膜分离技术在废水处理中存在的问题与解决措施 |
| 1.6 陶瓷膜分离耦合技术与Fenton技术耦合 |
| 1.7 本论文的研究目的、研究内容、技术路线 |
| 1.7.1 本论文的研究目的和研究内容 |
| 1.7.2 本论文的技术路线 |
| 第2章 陶瓷膜芬顿反应器的设计及陶瓷膜的筛选 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 陶瓷膜反应器设计 |
| 2.3 陶瓷膜的筛选 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 实验仪器表征 |
| 2.3.3.1 SEM表征 |
| 2.3.3.2 TEM表征 |
| 2.3.4 结果与分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 负载Fe~(2+)陶瓷膜的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂及实验仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 材料的表征 |
| 3.4.1 SEM样品表征 |
| 3.4.2 TEM样品表征 |
| 3.4.3 XRD样品表征 |
| 3.4.4 XPS样品表征 |
| 3.4.5 ICP样品表征 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 SEM表征结果 |
| 3.5.2 TEM表征结果 |
| 3.5.3 XRD表征结果 |
| 3.5.4 XPS表征结果 |
| 3.5.5 ICP表征结果 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 固载Fe~(2+)陶瓷膜降解PAHs-芘的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验试剂及实验仪器 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验步骤 |
| 4.3.1 芘标准溶液的配制 |
| 4.3.2 负载Fe~(2+)陶瓷膜的制备 |
| 4.3.3 不同影响因素下Fenton试剂降解芘的研究 |
| 4.3.3.1 芘浓度对芘降解效率的影响实验 |
| 4.3.3.2 pH对芘降解效率的影响实验 |
| 4.3.3.3 反应时间对芘降解效率的影响实验 |
| 4.3.3.4 反应温度对芘降解效率的影响实验 |
| 4.3.3.5 H_2O_2溶液浓度对芘降解效率的影响实验 |
| 4.3.4 正交实验设计 |
| 4.3.5 PAHs降解产物的研究 |
| 4.3.6 分析及表征方法 |
| 4.3.6.1 芘标准曲线的配制 |
| 4.3.6.2 溶液中芘降解率的测定方法 |
| 4.3.6.3 芘降解后中间产物的测定方法 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 不同芘浓度对芘降解率的影响 |
| 4.4.2 不同pH对芘降解率的影响 |
| 4.4.3 不同反应时间对芘降解率的影响 |
| 4.4.4 不同反应温度对芘降解率的影响 |
| 4.4.5 不同H_2O_2溶液浓度对芘降解率的影响 |
| 4.4.6 正交实验结果分析 |
| 4.4.7 芘降解过程中中间产物研究 |
| 4.4.7.1 芘降解后出现的中间产物 |
| 4.4.7.2 芘的降解机理 |
| 4.4.7.3 芘的降解路径的推测 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（3）木质生物质基动态自适应性塑料替代材料的制备与性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物塑料简述 |
| 1.2.1 石油基可生物降解塑料 |
| 1.2.2 生物基不可生物降解塑料 |
| 1.2.3 生物基可生物降解塑料 |
| 1.3 木质生物质基塑料替代材料 |
| 1.3.1 木塑复合材料 |
| 1.3.2 纸基复合材料 |
| 1.3.3 纳米纤维素基材料 |
| 1.3.4 木质生物质基改性和衍生聚合物 |
| 1.4 动态共价聚合物的研究进展 |
| 1.4.1 动态共价化学的基本理论 |
| 1.4.1.1 动态共价化学的反应类型 |
| 1.4.1.2 动态共价键促使聚合物分子链重构的机理 |
| 1.4.2 动态共价聚合物的合成和性能 |
| 1.4.3 动态共价聚合物的应用 |
| 1.4.3.1 自适应性锂盐/纳米材料-动态共价聚合物复合材料 |
| 1.4.3.2 可修复和可循环利用的碳纤维织物增强复合材料 |
| 1.4.3.3 其他应用 |
| 1.5 基于动态共价化学的木质生物质基材料的研究进展 |
| 1.5.1 木质生物质基动态共价聚合物 |
| 1.5.1.1 木素衍生物基动态共价聚合物 |
| 1.5.1.2 半纤维素衍生物基动态共价聚合物 |
| 1.5.1.3 木素基动态共价聚合物 |
| 1.5.2 木质生物质/动态共价聚合物复合材料 |
| 1.5.2.1 纳米纤维素/动态共价聚合物复合材料 |
| 1.5.2.2 纸张/动态共价聚合物复合材料 |
| 1.6 本论文的研究意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 自适应性木粉/动态亚胺聚合物复合材料的制备和性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 原料和试剂 |
| 2.2.2 动态亚胺聚合物的合成和表征 |
| 2.2.2.1 动态亚胺聚合物的合成 |
| 2.2.2.2 动态亚胺聚合物的表征 |
| 2.2.3 木粉的氧化改性和表征 |
| 2.2.3.1 氧化木粉的制备 |
| 2.2.3.2 氧化木粉的表征 |
| 2.2.4 WP/PI复合材料的制备和表征 |
| 2.2.4.1 WP/PI复合材料的制备 |
| 2.2.4.2 WP/PI复合材料的表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PI的化学结构、Tg和力学性能 |
| 2.3.2 WP/PI复合材料的结构和形貌 |
| 2.3.3 WP/PI复合材料的力学性能 |
| 2.3.4 WP/PI复合材料的动态热力学性能和T_g |
| 2.3.5 WP/PI复合材料的多层复合性能 |
| 2.3.6 WP/PI复合材料的形状塑造性能 |
| 2.3.7 WP/PI复合材料的自修复性能 |
| 2.3.8 WP/PI复合材料的再加工性能 |
| 2.3.9 WP/PI复合材料的热稳定性 |
| 2.3.10 WP/PI复合材料的阻水性和抗水性 |
| 2.3.11 WP/PI复合材料的降解和回收利用性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 自适应性纸张/动态亚胺聚合物复合材料的制备和性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 原料和试剂 |
| 3.2.2 动态亚胺聚合物的合成和表征 |
| 3.2.2.1 动态亚胺聚合物的合成 |
| 3.2.2.2 动态亚胺聚合物的表征 |
| 3.2.3 PPCs的制备和表征 |
| 3.2.3.1 PPCs的制备 |
| 3.2.3.2 PPCs的表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PPCs的结构设计 |
| 3.3.2 PPCs的结构和形貌 |
| 3.3.3 PPCs的力学性能 |
| 3.3.4 PPCs的分子动力学模拟表征 |
| 3.3.5 PPCs的动态热力学性能和T_g |
| 3.3.6 PPCs的多层复合性能 |
| 3.3.7 PPCs的自修复性能 |
| 3.3.8 PPCs形状塑造性能 |
| 3.3.9 PPCs的气体阻隔性能和水通量 |
| 3.3.10 PPCs的热稳定性 |
| 3.3.11 PPCs的阻水性、吸水率、抗水性和耐有机溶剂性 |
| 3.3.12 PPCs的降解和回收利用性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 自适应性纤维素基动态亚胺聚合物的制备、表征和应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 原料和试剂 |
| 4.2.2 双醛纤维素的制备和表征 |
| 4.2.2.1 双醛纤维素的制备 |
| 4.2.2.2 双醛纤维素的表征 |
| 4.2.3 Cell-PI的制备和表征 |
| 4.2.3.1 Cell-PI的制备 |
| 4.2.3.2 Cell-PI的表征 |
| 4.2.4 Cell-PI在木塑复合材料中的应用 |
| 4.2.4.1 木粉的表面化学改性 |
| 4.2.4.2 Wood/Cell-PI复合材料的制备和表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 双醛纤维素的结构和形貌 |
| 4.3.2 Cell-PI的结构设计 |
| 4.3.3 Cell-PI的结构和形貌 |
| 4.3.4 Cell-PI的力学性能 |
| 4.3.5 Cell-PI的变温红外表征 |
| 4.3.6 Cell-PI的分子动力学模拟表征 |
| 4.3.7 Cell-PI的动态热力学性能和T_g |
| 4.3.8 Cell-PI的自修复性能 |
| 4.3.9 Cell-PI的再加工性能 |
| 4.3.10 Cell-PI的热稳定性和热膨胀系数 |
| 4.3.11 Cell-PI的水接触角、阻水性、吸水率、抗水性和耐有机溶剂性 |
| 4.3.12 Cell-PI的降解性能 |
| 4.3.13 Cell-PI在木塑复合材料中的应用 |
| 4.3.13.1 OWP和 AWP的形貌和结构 |
| 4.3.13.2 Wood/Cell-PI复合材料的结构和形貌 |
| 4.3.13.3 Wood/Cell-PI复合材料的力学性能 |
| 4.3.13.4 Wood/Cell-PI复合材料的动态热力学性能和T_g |
| 4.3.13.5 Wood/Cell-PI复合材料的热稳定性 |
| 4.3.13.6 Wood/Cell-PI复合材料的吸水率、抗水性和降解性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 自适应性全生物质基动态亚胺聚合物的制备、表征和应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 原料和试剂 |
| 5.2.2 双醛纤维素的制备和表征 |
| 5.2.2.1 双醛纤维素的制备 |
| 5.2.2.2 双醛纤维素的表征 |
| 5.2.3 Bio-PI的制备和表征 |
| 5.2.3.1 Bio-PI的制备 |
| 5.2.3.2 Bio-PI的表征 |
| 5.2.4 Bio-PI在木塑复合材料中的应用 |
| 5.2.4.1 木粉的表面化学改性 |
| 5.2.4.2 Wood/Bio-PI复合材料的制备和表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 双醛纤维素的结构和形貌 |
| 5.3.2 Bio-PI的结构设计 |
| 5.3.3 Bio-PI的结构和形貌 |
| 5.3.4 Bio-PI的力学性能 |
| 5.3.5 Bio-PI的循环拉伸和变温拉伸性能 |
| 5.3.6 Bio-PI的变温红外表征 |
| 5.3.7 Bio-PI的分子动力学模拟表征 |
| 5.3.8 Bio-PI的动态热力学性能和T_g |
| 5.3.9 Bio-PI的自修复性能 |
| 5.3.10 Bio-PI的热稳定和热膨胀系数 |
| 5.3.11 Bio-PI的水接触角、阻水性、抗水性、耐有机溶剂性和耐酸碱性 |
| 5.3.12 Bio-PI的降解性能 |
| 5.3.13 Bio-PI在木塑复合材料中的应用 |
| 5.3.13.1 Wood/Bio-PI复合材料的结构和形貌 |
| 5.3.13.2 Wood/Bio-PI复合材料的力学性能 |
| 5.3.13.3 Wood/Bio-PI复合材料的动态热力学性能和T_g |
| 5.3.13.4 Wood/Bio-PI复合材料的热稳定性 |
| 5.3.13.5 Wood/Bio-PI复合材料的吸水率、抗水性、耐酸碱性和降解性能 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一、结论 |
| 二、本论文的创新之处 |
| 三、对未来工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（4）丙硫菌唑对地膜源微塑料降解的影响及污染特征分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 地膜源微塑料的污染现状 |
| 1.1.1 微塑料的定义及生态风险 |
| 1.1.2 地膜源微塑料的形成 |
| 1.1.3 地膜源微塑料的生态风险 |
| 1.2 地膜源微塑料的降解及增加的生态风险 |
| 1.2.1 普通聚乙烯地膜源微塑料的降解 |
| 1.2.2 生物可降解地膜源微塑料的降解 |
| 1.2.3 地膜源微塑料降解增加的生态风险 |
| 1.3 农药对微塑料降解的影响 |
| 1.4 丙硫菌唑杀菌剂概况简介 |
| 1.4.1 丙硫菌唑理化性质 |
| 1.4.2 丙硫菌唑的生态风险 |
| 1.5 课题研究目的和主要研究内容 |
| 第二章 丙硫菌唑对微塑料降解的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 降解实验 |
| 2.3.2 地膜源微塑料的提取 |
| 2.3.3 衰减全反射傅里叶变换红外光谱(ATR-FTIR)分析 |
| 2.3.4 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 降解后微塑料表观官能团变化 |
| 2.4.2 降解后微塑料表观形貌变化 |
| 2.4.3 影响微塑料降解的主要因素 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 地膜源微塑料降解过程中重金属污染特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 地膜源微塑料的分离 |
| 3.3.2 土壤与微塑料样品的消解 |
| 3.3.3 ICP-MS分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 降解后微塑料重金属变化 |
| 3.4.2 降解后土壤中重金属变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 地膜源微塑料降解过程中有机物污染特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 土壤中有机物的提取 |
| 4.3.2 GC-MS分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 降解后土壤中污染物变化情况 |
| 4.4.2 添加丙硫菌唑对有机物释放行为的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 地膜源微塑料和土壤中金属的平均浓度 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3.学术会议 |
| 4 发明专利 |
| 5 参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（5）生物炭源溶解性有机质结构特性以及与重金属结合机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 名词缩写 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 生物炭源DOM的结构特性及其影响因素 |
| 1.2.2 生物炭源DOM对重金属环境行为的影响 |
| 1.2.3 DOM的表征手段 |
| 1.2.4 DOM与重金属相互作用的分析技术 |
| 1.3 当前研究存在的主要问题 |
| 1.3.1 生物炭源DOM的结构特性对热解温度和pH变化的响应特征需进一步明确 |
| 1.3.2 生物炭源DOM结构特性变化与微生物转化作用的关联性有待研究 |
| 1.3.3 生物炭源DOM与重金属相互作用机制有待深入探讨 |
| 1.4 研究目标和研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 拟解决的关键科学问题 |
| 1.6 研究思路及技术路线 |
| 第2章 生物炭源DOM的结构特性对热解温度的依赖性分析 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试生物炭及DOM的提取 |
| 2.2.2 扫描电镜 |
| 2.2.3 X-射线衍射 |
| 2.2.4 固体核磁共振 |
| 2.2.5 傅里叶变换离子回旋共振质谱 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DOC浓度分析 |
| 2.3.2 形貌特征分析 |
| 2.3.3 晶体结构分析 |
| 2.3.4 有机结构分析 |
| 2.3.5 分子组成解析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 pH-热解温度影响下生物炭源DOM结构特性的变化规律 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试生物炭及DOM的提取 |
| 3.2.2 光谱滴定与测定 |
| 3.2.3 平行因子分析 |
| 3.2.4 差示吸收光谱分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 荧光组分的变化规律 |
| 3.3.2 发色团的变化规律 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 生物炭源DOM的微生物转化过程以及与Cd(II)和Cu(II)的结合特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物炭制备 |
| 4.2.2 DOM的提取与FTICR-MS测定 |
| 4.2.3 培养试验 |
| 4.2.4 猝灭滴定试验 |
| 4.2.5 光谱测定 |
| 4.2.6 平行因子分析 |
| 4.2.7 二维相关光谱分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 分子组成特征 |
| 4.3.2 微生物转化过程的光谱学分析 |
| 4.3.3 生物炭源DOM与 Cd(II)和Cu(II)结合差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 不同热解温度对生物炭源DOM与 Cu(II)结合行为的影响研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试生物炭及DOM的提取 |
| 5.2.2 猝灭滴定 |
| 5.2.3 光谱检测 |
| 5.2.4 PARAFAC分析和络合模型 |
| 5.2.5 二维相关光谱分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 荧光组分特征 |
| 5.3.2 生物炭源DOM与 Cu(II)的结合能力 |
| 5.3.3 生物炭源DOM与 Cu(II)的结合顺序 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 生物炭源DOM与 Cu(II)结合的微观结构机制 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试生物炭及DOM的提取 |
| 6.2.2 猝灭滴定 |
| 6.2.3 紫外可见吸收光谱测定与分析 |
| 6.2.4 X-射线吸收精细结构光谱 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 差示吸收光谱特征分析 |
| 6.3.2 X-射线吸收精细结构光谱分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间(待)发表的论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间申请的国家发明专利 |
| 附录C 攻读学位期间参与的研究课题 |
（6）REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 稀土资源现状 |
| 2.1.1 稀土矿物及产品 |
| 2.1.2 RE_x(CO_3)_y的冶炼及废水种类 |
| 2.1.3 稀土工业污染物排放标准与RE_x(CO_3)_y冶炼废水的检测标准 |
| 2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水处理及资源化研究进展 |
| 2.2.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的传统处理方法 |
| 2.2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水现阶段处理方法 |
| 2.2.3 资源化研究现状 |
| 2.3 膜电解技术及资源化研究 |
| 2.3.1 膜电解处理技术概述 |
| 2.3.2 膜电解技术处理工业废水及资源化的应用 |
| 2.3.3 离子膜污染及其控制方法 |
| 2.4 RE_x(CO_3)_y冶炼废水处理存在的问题 |
| 2.5 小结 |
| 3 研究内容与研究方法 |
| 3.1 研究目标 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 研究内容 |
| 3.3.1 RE_x(CO_3)y冶炼废水检测方法的研究 |
| 3.3.2 膜电解法处理模拟RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 3.3.3 膜电解法处理实际RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 3.3.4 膜电解处理RE_x(CO_3)_y冶炼废水的资源化及工业应用评估 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 分析检测方法 |
| 3.4.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的膜电解处理方法 |
| 3.4.3 数据分析与评价方法 |
| 3.5 设备与材料 |
| 3.5.1 试验设备 |
| 3.5.2 试验材料 |
| 4 RE_x(CO_3)_y冶炼废水检测方法的研究 |
| 4.1 现行废水检测方法的适用性研究 |
| 4.1.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的水质成分 |
| 4.1.2 COD量测定的适用性分析 |
| 4.1.3 氨氮量测定的适用性分析 |
| 4.1.4 重金属元素量测定的适用性分析 |
| 4.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水检测方法的构建 |
| 4.2.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中COD量测定的研究 |
| 4.2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中氨氮量测定的研究 |
| 4.2.3 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中重金属元素量测定的研究 |
| 4.3 与现行废水检测方法的准确性对比分析 |
| 4.3.1 精密度对比 |
| 4.3.2 准确度分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 膜电解法处理模拟RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 5.1 膜材料与电极材料筛选 |
| 5.1.1 不同离子膜对膜电解处理模拟废水效果的影响研究 |
| 5.1.2 电极材料筛选与电解前后比较 |
| 5.2 电解槽结构对电解效果的影响 |
| 5.2.1 高效电解槽的设计 |
| 5.2.2 不同槽型结构的电流及电流密度比较 |
| 5.2.3 电解槽结构影响电流过程机理分析 |
| 5.3 膜电解效果的主要影响因素研究 |
| 5.3.1 NH_4Cl浓度对膜电解效果的影响 |
| 5.3.2 电解电压对膜电解效果的影响 |
| 5.3.3 极板间距离对膜电解效果的影响 |
| 5.3.4 稀土浓度对膜电解效果的影响 |
| 5.4 膜电解过程机理分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 膜电解法处理实际RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 6.1 影响膜电解效果的主要因素研究 |
| 6.1.1 实际废水温度对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.2 废水初始浓度对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.3 电解电压对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.4 实际废水的膜电解处理效果分析 |
| 6.1.5 P_(507)的降解路径分析 |
| 6.2 膜电解过程的膜污染及机理研究 |
| 6.2.1 膜污染的表征 |
| 6.2.2 膜污染的主要影响因素研究 |
| 6.2.3 RE(OH)_3膜污染机理研究 |
| 6.3 RE(OH)_3导致膜污染的化学清洗及机理分析 |
| 6.3.1 酸碱清洗剂的清洗效果对比研究 |
| 6.3.2 HCl-NaClO联合清洗剂最佳清洗条件的选择 |
| 6.3.3 清洗前后离子膜表面微观分析 |
| 6.3.4 化学清洗机理 |
| 6.4 小结 |
| 7 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的膜电解资源化及工业应用评估 |
| 7.1 资源化工艺设计 |
| 7.2 膜电解产物氨的分离与富集 |
| 7.2.1 氨的吹脱分离效果影响因素研究 |
| 7.2.2 NH_3的吸收富集影响因素研究 |
| 7.3 NH_4HCO_3合成及表征 |
| 7.3.1 NH_3·H_2O浓度影响NH_4HCO_3纯度的研究 |
| 7.3.2 NH_3·H_2O浓度与NH_4HCO_3结晶时间的关系研究 |
| 7.3.3 NH_4HCO_3的表征 |
| 7.4 工业应用效果评估 |
| 7.4.1 NH_4HCO_3的应用效果分析 |
| 7.4.2 膜电解处理及资源化的工业应用评估 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论 |
| 8.1 创新点 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A RE_x(CO_3)_y冶炼废水中COD量的测定方法 |
| 附录B RE_x(CO_3)_y冶炼废水中氨氮量测定的方法 |
| 附录C RE_x(CO_3)_y冶炼废水中重金属元素的测定方法 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）紫外光驱动高级氧化技术的石化废水处理实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 石化废水简介 |
| 1.2.1 石化废水的特点 |
| 1.2.2 石化废水的危害 |
| 1.2.3 石化废水处理措施 |
| 1.3 高级氧化技术 |
| 1.3.1 UV/H_2O_2工艺 |
| 1.3.2 UV/Fenton工艺 |
| 1.3.3 紫外光驱动高级氧化技术在废水处理中的应用 |
| 1.4 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究意义和目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 UV/H_2O_2处理石化废水 |
| 2.3.2 UV/Fenton处理石化废水 |
| 2.3.3 H_2O_2理论投加量计算 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 化学需氧量COD_(cr) |
| 2.4.2 溶解性有机碳DOC |
| 2.4.3 生化需氧量BOD |
| 2.4.4 紫外吸光度UV_(254) |
| 2.4.5 三维荧光光谱 |
| 第3章 石化废水生产废水处理实验研究 |
| 3.1 实验原水指标 |
| 3.2 UV/H_2O_2处理石化废水生产废水实验 |
| 3.2.1 过氧化氢投加量对污染物去除效果分析 |
| 3.2.2 溶液初始pH值对污染物去除效果分析 |
| 3.2.3 紫外光强度对污染物去除效果分析 |
| 3.2.4 UV_(254)去除效果分析 |
| 3.2.5 SUVA变化分析 |
| 3.2.6 可生化性评价 |
| 3.3 UV/H_2O_2和其他氧化化艺对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 石化废水反渗透浓液处理实验研究 |
| 4.1 实验原水指标 |
| 4.2 UV/Fenton体系铁源选择实验 |
| 4.3 UV/Fenton体系处理石化废水反渗透浓液实验 |
| 4.3.1 溶液初始pH对污染物去除效果分析 |
| 4.3.2 过氧化氢投加量对污染物去除效果分析 |
| 4.3.3 亚铁离子投加量对污染物去除效果分析 |
| 4.3.4 紫外光光照强度对污染物去除效果分析 |
| 4.3.5 可生化性评价 |
| 4.3.6 三维荧光光谱分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（8）重金属胁迫下固定化Bacillus sp.P1对多环芳烃的去除机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 PAHS污染概述及技术研究 |
| 1.1.1 PAHs污染概论 |
| 1.1.2 PAHs的毒性及致癌机理 |
| 1.1.3 微生物法在处理PAHs污染中的应用 |
| 1.2 PAHS和重金属的复合污染研究 |
| 1.2.1 细菌和真菌处理PAHs和重金属复合污染的应用 |
| 1.2.2 影响微生物处理PAHs和重金属复合污染的因素 |
| 1.2.3 微生物法处理PAHs和重金属复合污染机理研究 |
| 1.3 固定化技术在污染修复中的应用 |
| 1.3.1 固定化技术概述 |
| 1.3.2 固定化微生物技术的应用 |
| 1.4 论文构想 |
| 1.4.1 立题依据及思路 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 重金属胁迫下游离态Bacillussp.P1对菲降解及酶反应影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器设备、试剂及菌种 |
| 2.2.1 仪器设备 |
| 2.2.2 所用试剂 |
| 2.2.3 所用菌种 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 溶液及培养基配制 |
| 2.3.2 菌种保存 |
| 2.3.3 菌种活化 |
| 2.3.4 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲能力的影响 |
| 2.3.5 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲过程的影响 |
| 2.3.6 酶的提取与分离 |
| 2.3.7 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲时产酶的影响 |
| 2.3.8 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲时其粗酶液中邻苯二酚2,3-双加氧酶酶活的影响 |
| 2.3.9 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对粗酶液酶促降解菲过程的影响 |
| 2.3.10 样品的测试方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 菲的标准曲线 |
| 2.4.2 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲能力的影响 |
| 2.4.3 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲过程的影响 |
| 2.4.4 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲时产酶的影响 |
| 2.4.4.2 胞外、胞内分泌物中蛋白的SDS-PAGE分析 |
| 2.4.5 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对Bacillussp.P1降解菲时其粗酶液中邻苯二酚2,3-双加氧酶酶活的影响 |
| 2.4.6 Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)对粗酶液酶促降解菲过程影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 重金属胁迫下固定态Bacillussp.P1凝胶菌球的制备及其降解PAHs的耐环境冲击性影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验仪器及试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 实验条件优化 |
| 3.3.2 SEM |
| 3.3.3 Cd(Ⅱ)胁迫下固定化Bacillussp.P1吸附菲/芘的研究 |
| 3.3.4 吸附动力学研究 |
| 3.3.5 固定化菌球的再利用 |
| 3.3.6 pH的适应性 |
| 3.3.7 温度的适应性 |
| 3.3.8 对重金属的屏蔽能力 |
| 3.3.9 对PAHs降解中间产物的屏蔽作用 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Bacillussp.P1在固定化作用下的生理响应及解毒机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器及试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 固定化作用对Cd(Ⅱ)胁迫下Bacilllussp.P1生物量的影响 |
| 4.3.2 固定化作用对Cd(Ⅱ)胁迫下Bacilllussp.P1总蛋白的影响 |
| 4.3.3 固定化作用对Cd(Ⅱ)胁迫下Bacilllussp.P1降解菲时产SOD的影响 |
| 4.3.4 固定化作用对Cd(Ⅱ)胁迫下Bacilllussp.P1降解菲时产CAT的影响 |
| 4.3.5 固定化作用对Cd(Ⅱ)胁迫下Bacilllussp.P1降解菲时产GSH的影响 |
| 4.3.6 SOD/CAT/GSH与重金属富集量相关性研究 |
| 4.3.7 固定化作用对重金属的富集作用及外排解毒机制研究 |
| 4.3.8 游离态及固定态Bacilllussp.P1产胞外总糖及体系中重金属含量随时间变化分析 |
| 4.3.9 游离态及固定态Bacilllussp.P1胞外蛋白的SDS-PAGE比较 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Bacillussp.P1联合生物炭处理菲-镉污染土壤 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 仪器设备及试剂 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Cd(Ⅱ)对生物炭修复土壤吸附菲的影响 |
| 5.3.2 吸附动力学方程拟合 |
| 5.3.3 pH对Cd(Ⅱ)胁迫下生物炭修复土壤吸附菲的影响 |
| 5.3.4 Bacillussp.P1与生物炭交互作用对菲降解效果的影响 |
| 5.3.5 Bacillussp.P1与生物炭交互作用对Cd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 5.3.6 Bacillussp.P1与生物炭交互作用对土壤中Cd形态影响 |
| 5.3.7 微生物与生物炭交互作用机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表论文情况 |
| 附录 B 攻读学位期间所获奖励及专利情况 |
| 附录 C 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
| 致谢 |
（9）复杂体系下有机膨润土吸附性能及垃圾填埋防渗性能基础研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 垃圾填埋场防渗衬垫研究进展 |
| 1 生活垃圾及处理处置方式 |
| 1.1 生活垃圾产生 |
| 1.2 处理处置方式 |
| 2 生活垃圾填埋 |
| 2.1 渗滤液 |
| 2.2 防渗衬垫 |
| 2.3 膨润土防渗衬垫 |
| 3 有机膨润土防渗衬垫 |
| 3.1 有机膨润土基防渗衬垫 |
| 3.2 防渗衬垫中有机污染物迁移机制 |
| 3.3 潜在风险 |
| 4 垃圾填埋场防渗衬垫自洁净 |
| 4.1 污染物原位降解 |
| 4.2 风险评估 |
| 5 本论文研究目标及思路 |
| 第二章 复杂体系中有机膨润土吸附有机污染物性能 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验仪器与材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同因素下有机膨润土吸附有机污染物性能 |
| 2.2 各因素影响有机膨润土吸附去除有机污染物机制 |
| 2.3 CTMAB膨润土吸附有机污染物预测模型 |
| 3 小结 |
| 第三章 复杂条件下膨润土衬垫防渗及阻控性能 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验仪器与材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同条件下膨润土衬垫防渗性能 |
| 2.2 各条件影响阻控污染物迁移性能 |
| 2.3 防渗与阻控之间的关系 |
| 2.4 有机污染物穿透模拟 |
| 3 小结 |
| 第四章 自洁净防渗衬垫性能初探 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验仪器与材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 零价铁降解去除氯乙烯类 |
| 2.2 氯乙烯降解模拟及生态风险 |
| 2.3 零价铁降解去除其他有机污染物 |
| 3 小结 |
| 第五章 研究结论、创新点及展望 |
| 1 研究结论 |
| 1.1 复杂体系中有机膨润土吸附有机污染物性能 |
| 1.2 复杂条件下膨润土衬垫防渗及阻控性能 |
| 1.3 自洁净防渗衬垫性能初探 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间完成的论文 |
（10）PVP改性酸碱型高温质子交换膜的制备与性能表征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 燃料电池 |
| 1.1.1 燃料电池概述 |
| 1.1.2 燃料电池结构及工作原理 |
| 1.1.3 燃料电池的分类 |
| 1.2 质子交换膜燃料电池 |
| 1.2.1 质子交换膜燃料电池结构及工作原理 |
| 1.2.2 质子交换膜燃料电池对质子交换膜材料的基本要求 |
| 1.3 质子交换膜的研究现状 |
| 1.3.1 全氟磺酸膜的改性 |
| 1.3.2 非水质子溶剂 |
| 1.3.3 磺化聚合物膜 |
| 1.3.3.1 磺化聚醚醚酮（SPEEK） |
| 1.3.3.2 磺化聚砜（SPS） |
| 1.3.3.3 磺化聚酰亚胺(SPI) |
| 1.3.3.4 磺化聚磷腈 |
| 1.3.4 膦酸功能化聚合物膜 |
| 1.3.4.1 膦酸功能化芳香族聚合物膜 |
| 1.3.4.2 膦酸功能化聚硅氧烷膜 |
| 1.3.5 酸/碱复合改性膜 |
| 1.4 本论文的研究意义和主要研究内容 |
| 第2章 PVP改性APTES/ATMP酸碱型复合膜的制备研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 实验原理 |
| 2.2.3 溶剂、材料配比的选择 |
| 2.2.3.1 溶剂的选择 |
| 2.2.3.2 材料配比的选择 |
| 2.2.4 成膜条件的选择 |
| 2.2.5 实验步骤 |
| 2.3 结构测试 |
| 2.3.1 傅里叶变换红外光谱测试（FT-IR） |
| 2.3.2 X射线衍射（XRD） |
| 2.4 结构分析 |
| 2.4.1 红外分析 |
| 2.4.2 XRD结果分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 PVP改性APTES/ATMP酸碱型复合膜的性能研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.2.3 性能测试 |
| 3.2.3.1 综合热分析仪质谱联用（TG-DSC） |
| 3.2.3.2 耐水解性测试 |
| 3.2.3.3 吸水率测试 |
| 3.2.3.4 溶胀度测试 |
| 3.2.3.5 抗氧化性测试 |
| 3.2.3.6 倒置显微镜测试分析 |
| 3.2.3.7 扫描电子显微镜（SEM） |
| 3.2.3.8 离子交换容量测试（IEC） |
| 3.2.3.9 质子电导率测试 |
| 3.3 性能分析 |
| 3.3.1 热性能分析 |
| 3.3.2 耐水解性能分析 |
| 3.3.3 吸水率和溶胀度分析 |
| 3.3.4 抗氧化性能分析 |
| 3.3.5 形貌分析 |
| 3.3.6 离子交换容量分析 |
| 3.3.7 质子电导率分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间所发表的论文及专利 |
四、铁离子对聚乙烯膜在堆肥温度下降解性影响(英文)（论文参考文献）
- [1]风化微塑料及其与典型抗生素的表界面行为研究[D]. 杨常富. 上海海洋大学, 2021(01)
- [2]陶瓷膜固载Fe2+降解芘的研究[D]. 奚凯. 南京师范大学, 2021
- [3]木质生物质基动态自适应性塑料替代材料的制备与性能研究[D]. 苏治平. 华南理工大学, 2020(05)
- [4]丙硫菌唑对地膜源微塑料降解的影响及污染特征分析[D]. 李若嘉. 浙江工业大学, 2020
- [5]生物炭源溶解性有机质结构特性以及与重金属结合机制的研究[D]. 黄梅. 湖南大学, 2020(08)
- [6]REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究[D]. 王东杰. 北京科技大学, 2020(06)
- [7]紫外光驱动高级氧化技术的石化废水处理实验研究[D]. 李卓桁. 西南交通大学, 2018(09)
- [8]重金属胁迫下固定化Bacillus sp.P1对多环芳烃的去除机理研究[D]. 刘少恒. 湖南大学, 2018(03)
- [9]复杂体系下有机膨润土吸附性能及垃圾填埋防渗性能基础研究[D]. 何士冲. 浙江大学, 2017(02)
- [10]PVP改性酸碱型高温质子交换膜的制备与性能表征[D]. 张鑫. 武汉理工大学, 2015(01)