一、无机金属离子在纳米二氧化钛表面单层分散结合态的研究（论文文献综述）
王腾[1]（2020）在《纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制》文中研究说明环境中残留的纳米颗粒（NPs）正逐渐成为一种新兴的环境问题,在实际环境中,水溶态污染物、纳米颗粒和环境固体以共存形式存在,成为了一种新的污染形式。环境中残留的纳米颗粒、污染物和环境固体表面三者之间的交互作用对于预测和评估环境中纳米颗粒和污染物的行为特征和生物有效性具有重要意义。本研究在探索单一重金属污染物(镉,Cd2+)和有机污染物（四环素,TC）在不同特征表面（沸石、椰壳碳和磁化高岭土）吸附特点及机制的基础上,研究了复合体系中共存的纳米二氧化钛颗粒（TiO2 NPs）与TC、Cd2+在不同特征表面的相互作用,并结合单一和复合体系中吸附前、后不同特征表面的表面结构特征变化,系统探讨了环境中共存的NPs-有机、重金属污染物-不同特征表面三者之间的相互作用机制。为深入了解纳米颗粒和有机、无机污染物共存环境中二者在不同特征表面的吸附行为和相互作用提供理论依据,并为预测与评估纳米颗粒与有机、无机污染物共存在环境中的行为特征和生物有效性提供理论支持。主要结果如下:1、在负电荷黏土矿物沸石表面,复合体系中有机无机污染物(TC/Cd2+)和TiO2 NPs之间的共吸附行为均表现为相互拮抗作用,即在共存体系中污染物与TiO2NPs在沸石表面的迁移性增强。单一和复合体系中Cd2+和TiO2 NPs在沸石上的吸附符合Sips模型,与单一Cd和单一TiO2 NPs体系相比,Cd+TiO2 NPs复合体系中沸石对Cd2+和TiO2 NPs的理论最大吸附量(Qm S)分别减小8.75%和23.33%。Cd+TiO2 NPs复合体系中Cd2+与TiO2 NPs之间的相互拮抗作用在低温酸性环境中更明显。表征结果证实,TiO2 NPs与Cd2+之间的拮抗作用是二者争抢沸石表面吸附位点（-OH和沸石结构边缘水解断裂的Si-O/Al-O键）造成的。此外,Cd2+和TiO2 NPs对沸石上孔隙结构的填充和堵塞也导致复合体系中Cd2+和TiO2 NPs吸附量减小。复合体系中被吸附在沸石上的TiO2 NPs会为Cd2+提供新的静电引力吸附位点（-OH）,复合体系中的Cd2+和TiO2 NPs之间通过静电引力结合成为Cd-TiO2 NPs复合体并一同吸附于沸石上,因此复合体系中Cd2+吸附亲和力增大。而对于TC+TiO2 NPs复合体系,Sips模型拟合结果表明,与单一TC和单一TiO2NPs体系相比,TC+TiO2 NPs复合体体系中TC与TiO2 NPs的Qm S分别减少45.37%和46.67%。TC与TiO2 NPs在沸石上的相互拮抗作用在高温中性环境中更强。TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2 NPs同样竞争沸石表面吸附位点（-OH）,此外有机大分子TC和TiO2 NPs对沸石表面孔结构堵塞和填充作用更强,TC对沸石的包裹作用进一步减少了沸石上的可吸附位点,上述原因造成了TC和TiO2 NPs之间的拮抗作用要强于Cd2+和TiO2 NPs。而复合体系中TC和TiO2 NPs之间通过氢键作用相结合,这种相互作用导致复合体系中TiO2 NPs的团聚体体积减小,这也导致沸石表面吸附的TiO2 NPs数量减少。2、在负电荷多孔固体椰壳碳表面,复合体系中出现的TiO2 NPs对有机无机污染物(TC/Cd2+)的吸附行为均表现为拮抗作用。Cd+TiO2 NPs复合体系中的Cd2+对TiO2 NPs吸附行为表现为拮抗作用,但TC+TiO2 NPs复合体系中的TC对TiO2 NPs的吸附表现为促进作用。Cd2++TiO2 NPs复合体系中,Sips模型拟合所得的Cd2+和TiO2 NPs的Qm S分别减少2.05%和54.46%。TiO2 NPs与Cd2+之间的拮抗作用是由于共存体系中出现的TiO2 NPs及Cd2+会争抢椰壳碳表面及孔隙中的吸附位点（-OH和-COOH）,造成Cd2+和TiO2 NPs吸附量减小。此外,Cd+TiO2 NPs复合体系中TiO2 NPs团聚体体积增大,这导致TiO2 NPs团聚体难以扩散进入椰壳碳的孔隙结构中,因此复合体系中TiO2 NPs吸附量降幅更大。TC+TiO2 NPs复合体系中,TC的Qm S减少57.99%,TiO2 NPs的Qm S增大12.12%。复合体系中出现的TiO2 NPs不仅会争抢椰壳碳上的氢键结合位点,还会抑制椰壳碳与TC之间的π-π/n-π键相互作用,造成TC两个主要吸附方式被抑制,而TiO2 NPs对椰壳碳孔结构的堵塞同样影响了TC的孔径填充作用。TC对TiO2NPs吸附量的促进作用分为两方面,一方面TC通过桥连作用促进了TiO2 NPs在椰壳碳表面的吸附,另一方面复合体系中的TC造成TiO2 NPs团聚体体积减小,增强了TiO2 NPs在椰壳碳孔隙中的吸附,导致复合体系中椰壳碳上TiO2 NPs的吸附量增大。3、在正电荷黏土矿物磁化高岭土表面,Cd+TiO2 NPs复合体系出现的TiO2NPs对Cd2+在磁化高岭土上的吸附表现为促进作用,Cd2+对TiO2 NPs在磁化高岭土上的吸附表现为拮抗作用。而TC+TiO2 NPs复合体系中的TiO2 NPs和TC在磁化高岭土上的共吸附行为表现为协同吸附。Cd+TiO2 NPs复合体系中Cd2+吸附量平均增大31.56%,TiO2 NPs总吸附量及稳定态TiO2 NPs吸附量分别减小19.57%和17.71%。虽然TiO2 NPs抑制了Cd2+的孔隙填充作用,并占据了部分磁化高岭土上的-OH吸附位点,但磁化高岭土表面被吸附的TiO2 NPs为Cd2+提供了额外的静电引力吸附位点,造成Cd2+吸附量大于单一Cd体系。而对于Cd+TiO2 NPs复合体系中的TiO2 NPs,Cd2+的出现一方面占据了部分-OH吸附位点,另一方面Cd2+还会抑制TiO2 NPs与Fe-O之间的氢键作用,造成复合体系中TiO2 NPs总吸附量和稳定态吸附量均减小;与单一Cd体系相比,Cd+TiO2NPs复合体系中Cd2+的脱附量增大122.73%,这是由于复合体系中吸附于TiO2 NPs表面的Cd2+造成TiO2 NPs与磁化高岭土之间的静电引力作用减弱,导致吸附于TiO2NPs上的Cd2+更容易随TiO2 NPs一同脱附。在TC+TiO2 NPs复合体系中,TC吸附量平均增大2.02%。吸附于磁化高岭土表面的TiO2 NPs一方面增加了磁化高岭土表面的-OH和负电荷数量,另一方面TiO2 NPs在磁化高岭土表面的吸附也抑制了TC在磁化高岭土表面的π-π或n-π键相互作用,导致TC吸附量增幅小于Cd2+。复合体系中,TiO2 NPs的吸附量平均增大57.59%,而磁化高岭土表面稳定吸附态TiO2 NPs的吸附量平均减少29.07%,同时TC脱附量增大45.26%;复合体系中吸附于TiO2 NPs上的TC的二甲氨基质子化造成磁化高岭土表面吸附的TiO2 NPs稳定性减弱,导致TC和TiO2 NPs更容易从磁化高岭土表面脱附,重新进入环境。4、不同特征表面的电荷性质是决定Cd2+和TiO2 NPs之间共吸附行为（拮抗或者促进作用）的主要因素。而对于负电荷表面（沸石和椰壳碳）,孔隙度则决定了Cd2+与TiO2 NPs在负电荷表面的相互拮抗作用强度。孔隙度、官能团种类及电荷性质共同决定了TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2NPs在不同特征表面的共吸附行为。在携带相同电性的表面,如椰壳碳和沸石,孔隙度和官能团种类决定了TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2 NPs在固体表面的共吸附行为。
曹朋乐[2]（2020）在《纳米二氧化硅基钝化剂的制备及其对土壤重金属的钝化性能研究》文中认为土壤重金属污染,特别是由多种重金属共存引起的复合污染,已成为全球快速城市化和工业化进程中的主要环境危害之一。目前国内外研究中常采用物理、化学和生物方法来修复被重金属污染的土壤。其中原位固化/稳定化技术作为具有代表性的化学修复方法之一,可以降低土壤中重金属的迁移能力和生物利用率从而降低重金属污染土壤的生态环境风险,并且操作简单,易于大面积规模化应用,受到众多研究者的关注。纳米SiO2材料因具有比表面积大、环境友好等特性,越来越多的被应用于重金属污染土壤和水体的修复治理,然而二氧化硅本身仅具备吸附能力,不具备钝化重金属离子的能力。本文通过以纳米二氧化硅为载体,表面接枝含有钝化基团的有机化合物,合成了巯基改性的纳米SiO2（RNS-SH）、巯基亚铁改性的纳米SiO2（RNS-SF）及巯基/乙二胺改性的纳米SiO2（RNS-SE）,在纳米二氧化硅大比表面积和孔结构的基础上提高了材料对重金属的吸附-钝化能力。本文主要内容及研究结果如下:1.巯基亚铁改性纳米SiO2的制备及其稳定性研究通过透射电镜和扫描电镜表征了所制备巯基亚铁改性的纳米二氧化硅修复剂RNS-SF的形貌,并测定了灼烧减量、比表面积、表观密度等理化性能。与巯基改性的纳米二氧化硅相比,RNS-SF具有更高的土壤重金属钝化效率,同时修复剂稳定性提高。通过考察修复剂对土壤重金属的钝化性能评价了修复剂储存状态、储存条件、储存时间对其稳定性的影响。结果表明:在中等添加量（添加比例为土壤质量的3%）时,储存五个月后,粉末态修复剂对重金属铅的钝化能力优于滤饼态修复剂,分别为99.4%和86.1%;110天后,常规保存的修复剂对铅的钝化率为87.3%,避光和真空存储的修复剂对铅的钝化率仍能保持在91.5%以上;且在实验范围内,随着钝化时间的延长,土壤含水量的增加,均能够进一步提高修复剂对重金属离子的钝化效率。2.纳米钝化剂RNS-SF对污染土壤中重金属铅、镉、砷的钝化性能及作用原理研究结果表明,RNS-SF对土壤中重金属的钝化效率随添加比例的增加而增加,在添加比例为3%时,修复剂对铅、镉、砷的钝化率分别达到97.1%、85.0%和79.0%,修复效率极佳;修复剂添加比例为6%时,可将土壤中全部的可交换态、部分碳酸盐结合态铅、镉转化为铁锰氧化物结合态和有机物及硫化物结合态铅、镉。修复剂固定铅/镉产物在实验范围内（pH值为3-10）有较好的耐酸碱稳定性。修复剂添加比例为3%时,可将98.6%的水溶态砷、86.8%的交换态砷、42.3%的铝型砷转化为稳定的残渣态沉淀形式砷,修复剂固定砷产物有良好的耐酸稳定性（pH值为3-6）。修复剂可以与铅、镉生成-S-M-S巯基金属化合物,与砷反应生成Fe3（AsO4）2或FeAsO4沉淀,实现对铅、镉、砷的固定。3.巯基/胺基共改性纳米SiO2（RNS-SE）的制备及其对污染土壤重金属的钝化作用实验结果表明:乙二胺的引入能够提高修复剂对土壤重金属的钝化性能,同等钝化效率的前提下可降低疏基官能团的使用量5.9%,达到降低产品成本的目的。同时修饰基团的引入顺序对制备的修复剂的钝化性能有较大影响,添加比例为6%时,巯基官能团与胺基官能团同时引入的产品对重金属具有更高的钝化效率（Pb2+、Cd2+、Cu2+的钝化率分别为91.4%、95.1%和98.6%）;在巯基修饰量为1.60 mmol/g,乙二胺修饰量为3.0 mmol/g,添加比例为6%时,修复剂对重金属铅、镉、铜的钝化率分别为98.1%、99.5%和99.7%,且可以将土壤中全部的可交换态铅、镉,部分的碳酸盐结合态铅、镉以转化为铁锰氧化物结合态、有机物及硫化物结合态铅、镉。
齐铁月[3]（2020）在《镁法脱硫浆液中亚硫酸盐催化氧化与重金属协同控制》文中进行了进一步梳理氧化镁湿法脱硫是一种典型的硫资源回收型脱硫工艺,脱硫副产物亚硫酸镁可经强制氧化-蒸发结晶后生成七水硫酸镁,作为农肥或工业原料使用。但由于亚硫酸镁氧化速率较低,传统脱硫浆液中的硫酸镁不饱和浓度相应较低,导致后续的蒸发结晶能耗过大,因此经济高效的氧化亚硫酸镁以回收硫酸镁是实现硫镁资源化的关键问题。另一方面,脱硫塔作为烟气治理的末端设备,烟气中的重金属在经过脱硝、除尘、脱硫等一系列处理流程后,其存在形态将发生改变,最终汇集于塔内脱硫浆液中,且无法通过调节pH去除,产生了较大的环境风险。可见将镁法脱硫浆液中的重金属同步脱除,是影响硫镁资源高品质回收的另一难点问题。本文基于新型双功能催化/吸附剂的设计,提出了将烟气脱硫与副产物氧化过程解耦的技术方案,即利用旋液分离的方法,将烟气脱硫得到的难溶亚硫酸镁浓浆在吸收塔外进行催化氧化,同时重金属在此过程中被双功能催化/吸附剂吸附去除,待硫酸镁浓度接近饱和水平后,冷却结晶得到高品质的脱硫产物-七水硫酸镁,不仅可显着减少传统蒸发结晶技术的能耗,完成硫镁资源的高效、低成本回收,同时降低了脱硫液共存重金属的潜在环境危害。基于上述方案,开发了三种用于催化亚硫酸镁氧化反应的高活性、高稳定性的固体催化剂,分别为Co-SBA-15、Co3O4-NPs@KIT-6、Co-C3N4;考察了氧分压、亚硫酸镁浓度、催化剂浓度、反应温度、pH等反应条件对亚硫酸镁多相催化氧化反应速率的影响,得到了各种催化剂作用下的氧气分级数、亚硫酸镁分级数、催化剂分级数、表观活化能Ea、反应速率常数k、增强因子E、Hatta值等动力学参数;采用N2等温吸附-脱附、X射线衍射光谱（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）、H2-程序升温还原（TPR）、电感耦合等离子发射光谱（ICP-OES）、扫描电子显微镜（SEM）、高倍透射电子显微电镜（HR-TEM）、电子顺磁共振（ESR）等表征方法,确定了催化剂材料的物化特性、表面形貌、活性组分形态及组成;结合动力学实验结果,揭示了亚硫酸镁多相催化氧化的反应机理。在上述研究基础上,进一步开发了双功能型催化/吸附剂——生物炭诱导型硅复合材料（BISC）,兼具亚硫酸镁催化氧化及重金属吸附性能。考察了 BISC催化条件下亚硫酸镁的氧化反应动力学,并结合表征分析探讨了亚硫酸镁多相催化氧化机制;考察了 BISC对重金属离子铅、铬、汞的吸附特性,得到最大吸附容量分别为120.8 mg·g-1、120.3 mg·g-1、21.8 mg·g-1,对吸附等温线及吸附动力学模型拟合,明确了 BISC的重金属吸附机制,表明三种重金属离子的等温吸附均为Langmuir型,且动力学数据均符合准二级动力学模型,表明三种重金属离子的吸附行为均为单层化学吸附;考察了双功能型催化/吸附剂BISC对亚硫酸镁氧化及重金属离子去除的协同控制能力,结合DFT理论计算,揭示了双功能型催化/吸附剂的亚硫酸镁催化氧化及重金属同步脱除机制,明晰了该过程中各种重金属离子迁移转化路径及环境归宿,研究结果为镁法脱硫工艺的硫镁资源化提供了重要的理论参考。
刘雅心[4]（2020）在《土壤修复纳米材料对蚯蚓的生理生化影响及机理研究》文中研究表明纳米材料因其独特性质被广泛应用,但纳米材料的一些性质使其被广泛应用的同时其安全性也引起了关注。近年来新型的纳米材料钝化剂在吸附重金属方面的良好性能被广泛的关注和研究,但很少有研究涉及纳米材料的土壤动物效应。纳米材料应用于土壤重金属污染对土壤动物会产生怎样的影响,需要选取典型土壤生物进行毒性效应及机理研究。本文以常应用于土壤重金属修复的纳米羟基磷灰石（n-HAP）、纳米沸石（n-zeolite）、纳米四氧化三铁（n-Fe3O4）为研究对象,通过比表面积和孔径分析、扫描电镜（SEM）分析、透射电镜（TEM）分析、Zeta电位分析、X射线衍射仪（XRD）等表征,研究三种纳米材料表面特性的差异。通过吸附等温线试验和吸附热力学试验研究三种纳米材料对Cd的吸附性能差异。以赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）为受试生物,通过滤纸培养实验,研究三种纳米材料对蚯蚓存活率及生物标志物的影响。通过土培实验研究三种纳米材料对蚯蚓的回避行为的影响,并且通过透射电镜研究纳米材料对蚯蚓皮肤超微结构的影响。以重金属Cd为土壤修复目标污染物,通过土培试验、氧化损伤试验和彗星试验,研究不同纳米材料对蚯蚓的个体生理变化、生物标志物的响应、DNA损伤等影响,明确不同纳米材料应用于Cd污染土壤修复后对蚯蚓毒理效应。通过综合生物标志物响应指数（IBR）分析比较不同纳米材料对蚯蚓的毒性大小。通过比较不同纳米材料之间的性质差异,对蚯蚓的毒性效应,与Cd结合的机理的不同;分析土壤中Cd的有效态含量与蚯蚓体内Cd含量的相关性,土壤中Cd有效态含量与毒理影响指标的相关性,影响的各指标与蚯蚓体内Cd含量的相关性;明确不同纳米材料的蚯蚓毒理效应机制。本文的主要研究结果如下:（1）三种纳米材料中n-Fe3O4的比表面积最大并且平均孔径最小,其次是n-HAP,n-zeolite的比表面积最小,平均孔径最大,n-Fe3O4表面的电荷密度最大,带正电荷最多。纳米材料对Cd2+的吸附能力n-HAP>n-Fe3O4>n-zeolite。（2）纳米材料本身对蚯蚓具有一定的影响,但毒性较弱无LC50。随着纳米材料浓度的上升,对生物标志物的影响也会产生变化。三者均能显着影响蚯蚓的CAT、POD、SOD活性和MDA含量,产生氧化应激反应。同时在纳米材料施加浓度为1.5%时均会使蚯蚓产生明显的回避行为。暴露于纳米材料中会使蚯蚓的皮肤细胞的细胞核、和表皮角质层的超微结构发生改变。造成上皮微绒毛紊乱、萎缩、断裂、稀疏,与上皮细胞分离,核仁增大,染色质聚集成大的电子密度团块,可见部分核破裂。（3）n-HAP、n-Fe3O4、n-zeolite进入土壤后对土壤生物蚯蚓具有一定的生物毒性,会对蚯蚓的存活率产生一定程度的影响,影响由大到小,依次为n-Fe3O4、n-zeolite、n-HAP。纳米材料、Cd、纳米材料与Cd复合时都会对蚯蚓造成氧化损伤和遗传损伤。根据IBR指数研究,三种纳米材料在土壤中生物毒性为n-HAP<n-zeolite<n-Fe3O4;在Cd污染土壤中,与Cd复合后生物毒性为n-HAP-Cd<n-zeolite-Cd<n-Fe3O4-Cd;Cd污染土壤对蚯蚓的生物毒性最高。（4）n-HAP、n-zeolite和n-Fe3O4的性质差异造成了三者对蚯蚓的毒性效应不同。n-Fe3O4粒径最小,比表面积最大且表面正电荷最多因此最容易进入蚯蚓体内,且通过静电吸附作用吸附在细胞表面并进入细胞,引起氧化损伤。n三种材料均能较快的吸附Cd,且稳定性强。土壤中Cd的有效态含量与蚯蚓体内Cd的含量为显着相关,土壤中Cd有效态含量和蚯蚓存活率、ROS含量、GSH含量、CAT活性、LDH活性以及六个毒理指标均相关,且蚯蚓体内Cd含量与以上六个毒理指标均相关,因此可以得出结论:纳米材料与Cd联合对蚯蚓为拮抗作用,纳米材料降低土壤中Cd有效态含量进而降低蚯蚓体内Cd有效态含量,从而降低对蚯蚓的氧化损,产生的毒性效应主要来自于纳米材料的粒径、比表面积、形貌和表面电荷,且毒性远小于Cd的毒性。
徐方男[5]（2020）在《新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究》文中研究表明如何高效环保处理水体中的砷镉污染问题一直都是国内外研究的热点。本文针对当前水环境中砷镉污染严峻和迫切的现状,结合广泛关注的吸附法技术,制备了与砷亲和力强的新型铁锰材料,并进行深入研究。主要工作包括优化了铁锰材料（Fe-Mn Binary Oxides,FMBO）的合成工艺,利用了淀粉（starch）、明胶（gelatin）和羧甲基纤维素钠（CMC）制备了三种稳定化的吸附材料,starch-FMBO、gelatin-FMBO和CMC-FMBO,并择优选取了starch-FMBO材料,对其吸附机理和环境影响因素进行深入研究。最后,为了使starch-FMBO能在更加复杂的溶液环境中有较好的吸附性能,本文考虑了砷镉共存的复合污染环境,对starch-FMBO（SFMBO）进行表面改性得到Ca-SFMBO。采用优化的合成工艺（Fe/Mn比例为1.00-2.00,合成pH值为2.0）合成了一种新型的铁锰氧化物的starch-FMBO。淀粉作为合成稳定剂,在控制颗粒大小方面起了很大的作用;由于其比表面积大、结构疏松,starch-FMBO与FMBO比较,除砷效率提高了150%,对As（III）的吸附容量达到161.3 mg/g。基于starch-FMBO的制备方法,利用CaCO3在SFMBO表面进行化学结合改性,改性材料能够提升单金属Cd溶液中Cd（II）的吸附量,提升35.9%。在材料吸附性能实验中,As（III）-Cd（II）共吸附的最佳pH值为6.0,且Ca-SFMBO可以在较宽的pH范围内稳定砷溶液、镉溶液或砷镉共存溶液中的pH值。双吸附体系中,低Cd（II）浓度对As（III）的吸附增强了33.3%,而随着Cd（II）浓度的增加,As（III）的吸附被抑制;As（III）浓度的增加能促进Cd（II）吸附量的增加,最大可提升将近一倍。这是因为Ca-SFMBO表面吸附了部分H2AsO4-和HAsO42-后,产生了新的负离子吸附位点,与Cd（II）表面的阳离子产生了静电吸引,最后在吸附位点结合产生了新的稳定化学键,形成了三元络合物。采用扫描电子显微镜（SEM）、能谱仪（EDS）和X射线衍射分析技术（XRD）等微观表征技术对实验室制备的FMBO、starch-FMBO、Ca-SFMBO等吸附材料进行分析,所制备的吸附材料均为非晶氧化物颗粒。根据X射线光电子能谱（XPS）分析,羟基官能团在铁锰材料对As（III）的吸附中起重要作用;Mn（IV）和Fe（III）的羟基分别与As（III）的氧化和As（III）/As（V）的吸附密切相关。对于Ca-SFMBO来说,表面改性过程中添加碳酸钙破坏了starch-FMBO合成过程中的酸碱平衡,导致不均匀Ca-SFMBO粒子的产生和Mn（IV）的氧化率降低。在As（III）-Cd（II）共吸附实验中,傅立叶红外光谱（FTIR）和EDS分析推测了Fe-As-Cd三元络合物在Ca-SFMBO表面的形成。本文所制备的新型铁锰材料starch-FMBO和Ca-SFMBO分别对水体中砷和砷镉具有较高的吸附去除能力,对废水具有pH广适性和调节性,其合成工艺对实际应用也具有一定的参考,值得进一步研究和探索。
李章涛[6]（2020）在《纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究》文中研究说明土壤重金属污染具有隐蔽性、持久性、不可逆转性的特点,已成为危及生态环境和人类健康的全球性关键问题。据2014年全国土壤污染状况调查公报显示,广泛分布的土壤污染总超标位点达16.1%,尤其以共存的重金属Cd、Pb、As的复合污染最为严重。由于Cd、Pb常以二价阳离子的形态存在,而As则有三价、五价两种形态的含氧阴离子,通过改变土壤理化性质进行修复的过程中,三种污染物的移动性和生物有效性往往无法同时降低。因此,研发廉价、高效、稳定、安全的原位钝化剂改变土壤中Cd、Pb、As迁移转化的过程,从而减少三者在土壤-作物系统中的富集迫在眉睫。天然沸石是成本低廉的水合铝硅酸盐矿物,能改善土壤理化性质及结构、吸附固定阳离子重金属。纳米零价铁具有较大的比表面积和阴离子吸附容量,能与污染物发生氧化还原反应。利用沸石负载纳米零价铁将有可能同时应对土壤中的Cd、Pb、As污染。本研究首先制备了纳米零价铁改性沸石（简称改性材料）,以天然沸石为参照,通过水溶液吸附试验验证其对Cd、Pb、As复合污染的吸附效果及特性;采用土壤培养试验研究不同水平改性材料对复合污染的酸性红壤、碱性潮土中土壤理化性质及重金属钝化效果的影响;利用改性材料的磁分离特性将其从各试验系统中回收,运用先进表征技术明确钝化机制;研究不同施用时间及水平的改性材料对土壤微生物群落结构及部分功能基因表达的影响;开展盆栽试验探讨改性材料对作物重金属吸收及生理生化指标的影响。研究结果为新型材料纳米零价铁改性沸石在重金属复合污染农田土壤中的潜在应用价值提供了重要的理论依据。主要结果如下:（1）纳米零价铁改性沸石对水体Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、As（Ⅲ）吸附的研究。利用简化的液相还原法制备并表征改性材料,通过0.3 g/L的添加比例探究改性材料对水溶液中Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、As（Ⅲ）单一及复合污染物的吸附特性。扫描电镜及傅里叶红外光谱表明,纳米零价铁成功分散在沸石骨架上,而沸石表面变得更粗糙多孔隙;改性材料含有大量Si-OH、Si-O-Fe、Fe-OH、Fe=O等表面基团,为重金属吸附提供活性位点。在溶液p H为6,振荡10 h条件下改性材料达到最佳吸附,等温试验最大吸附容量为48.63 mg Cd（Ⅱ）·g-1、85.37 mg Pb（Ⅱ）·g-1、11.52 mg As（Ⅲ）·g-1,对比沸石吸附容量(22.88 mg Cd（Ⅱ）·g-1、32.23 mg Pb（Ⅱ）·g-1、0 mg As（Ⅲ）·g-1)得到显着提升。污染物对改性材料吸附竞争能力排序为Pb（Ⅱ）>As（Ⅲ）>Cd（Ⅱ）,能在其表面生成多层络合物,且协同与竞争作用共存。（2）纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质及重金属有效性的影响。在自然污染的农田土壤（酸性红壤、碱性潮土）中添加0、10、30 g·kg-1沸石与改性材料,通过1-180天的土壤培养试验研究两种复合污染土壤的理化性质、重金属有效性及形态分布变化。结果表明,10-30 g·kg-1沸石对土壤理化性质无显着影响;30 g·kg-1改性材料处理显着提高两种土壤p H,显着降低酸性红壤EC,并在培养初期显着降低两种土壤DOC（P<0.01）。改性材料兼具p H调节和吸附剂的优势,添加后固定土壤DOC并减少其分解,使土壤维持较高p H和较低EC,有利于降低重金属移动性。培养至180天,30 g·kg-1改性材料处理显着降低红壤、潮土中10.2-96.8%的有效态Cd、Pb、As含量（P<0.05）。重金属形态分布结果证明,改性材料使部分土壤Cd、Pb、As从弱酸提取态转化为更稳定的可还原态和残渣态。总的来说,改性材料能在长达180天内同时固定污染土壤中的Cd、Pb、As,但在碱性潮土中的效果及稳定性优于酸性红壤。（3）纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As的吸附及固定机理研究。采用磁分离将改性材料从复合污染水体、土壤中回收,通过表征技术研究各污染物在材料表面的矿物相及元素价态变化,研究其钝化机制。X射线衍射及X射线光电子能谱的表征结果表明,B型三元络合、多相共沉淀、氧化还原反应在Cd、Pb、As、Fe之间同时发生,如Cd3（As O4）2、Pb Fe2（AsO4）2（OH）2、Pb0等难溶相的生成。首先,污染物通过替代Si-OH/Fe-OH/O-H,吸附富集于改性材料表面的铝硅酸盐和铁氧化-氢氧化物上;其次,由环境p H、标准电极电势决定As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、Pb（Ⅱ）的氧化还原反应;最后,改性材料的次生矿化为已固定的重金属提供了催化界面,促使形成更稳定的多相矿物实现污染物封存。（4）纳米零价铁改性沸石对土壤微生物群落结构及功能的影响。通过1、15和180天土壤培养试验,提取土壤DNA和RNA,结合16S r DNA高通量测序、实时荧光定量PCR及生物信息学分析方法,研究两种复合污染土壤中环境因子、改性材料、土着微生物之间的交互效应。整个培养周期内,10-30 g·kg-1改性材料对土壤细菌群落丰度及多样性指数影响不显着（P>0.05）,可排除材料广谱微生物毒性。与空白相比,添加改性材料可引起细菌群落结构短暂的明显变化（1-15天）,其中铁氧化菌、铁敏感菌、嗜酸菌、反硝化菌、重金属耐性菌等优势属的相对丰度变化最大,但最终在培养时间尺度下各处理间差异消失,即土壤本身特有的环境因子才是真正驱动土着细菌群落重建的关键因素。改性材料固定土壤重金属并提供电子源,提高了土壤细菌中编码DNA复制和反硝化作用的功能基因表达,整体提升微生物功能活性。（5）纳米零价铁改性沸石对作物重金属吸收及抗氧化胁迫的影响。选取两种复合污染农田土壤（酸性红壤、碱性潮土）,在0、5、15 g·kg-1沸石与改性材料的添加水平下,种植低、高积累青菜品种进行盆栽试验,探究改性材料对青菜品质及生理功能的影响。5g·kg-1改性材料对土壤理化性质和重金属毒性的改善使青菜生物量显着增加14.7-18.1%（P<0.05）,其中低积累品种重金属含量可满足食品安全标准。添加改性材料可显着提高青菜中Ca,Fe含量（P<0.05）,有利于重金属的吸收抑制及细胞壁固定等过程,与改性材料在亚细胞水平上降低细胞器重金属比例和含量的发现一致,从而促进青菜生理代谢功能。5 g·kg-1改性材料对青菜养分含量的改变可提高其抗氧化物质的活性和含量,以缓解重金属引起的氧化损伤;15 g·kg-1改性材料导致酸性红壤中Fe含量过高,从而加剧青菜抗氧化系统失衡。综合考虑改性材料对青菜的品质、生理功能及人体健康风险的影响,施用5 g·kg-1改性材料并种植低积累品种是本试验中实现污染土壤安全生产的最佳组合,应用成本仅为2336￥·ha-1。本研究制备的纳米零价铁改性沸石克服了沸石和零价铁各自的缺陷,在试验培养周期内能通过多种吸附、固定机制同时稳定钝化污染农田土壤中的Cd、Pb、As,降低其移动性和有效性,且对土壤微生物群落无显着不利影响,提升了微生物功能活性;该材料的适量添加可降低青菜中的重金属含量和毒性胁迫,提升其品质和生理功能,实现安全生产。本研究结果可为纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As复合污染农田土壤的安全利用提供科学支撑和理论依据,具有较好的潜在应用价值。
陈明[7]（2019）在《生物炭纳米颗粒协同土壤中典型污染物的迁移行为》文中指出生物质经热解转化形成的生物炭常被施入土壤,用于土壤改良、固碳以及污染土壤修复。但生物炭中存在一定量易发生迁移的纳米级颗粒物。同时,这些纳米级生物炭颗粒含有丰富的官能团和矿物组分,对土壤中的营养元素和污染物具有较高的吸附性能,因此可能协同它们迁移,造成土壤肥力流失,污染物进入地下水环境,引发二次污染。本论文以生物炭纳米颗粒为研究对象,首先探究不同环境因子条件下,生物炭纳米颗粒自身在真实土壤中的迁移行为与滞留机制,其次研究生物炭纳米颗粒对土壤中代表性营养元素磷（P）和代表性重金属镉（Cd）和铬（Cr）迁移行为的影响以及作用机制,最终为生物炭的土壤环境应用安全性评价提供科学依据。主要研究结果如下:（1）研究了不同环境因素条件下生物炭纳米颗粒在土壤中的迁移行为和滞留机制。结果表明:随离子强度从1.0 mM增加至50 mM,木屑生物炭纳米颗粒在水稻土中的迁移能力从35.9%降低至9.80%。通过DLVO理论计算可知,随着离子强度增加,木屑生物炭纳米颗粒和土壤介质之间的最大作用能减弱,导致木屑生物炭纳米颗粒的迁移能力降低。此外,高离子强度下木屑生物炭纳米颗粒更容易形成大的团聚体,从而滞留在土壤中。由于较高的电荷屏蔽效应,Ca2+对木屑生物炭纳米颗粒在土壤中迁移的抑制作用强于Na+。腐殖酸促进木屑生物炭纳米颗粒在土壤中迁移,且随腐殖酸浓度增加促进作用增强。这主要因为腐殖酸增强木屑生物炭纳米颗粒和土壤介质之间的静电斥力势能,并且在颗粒表面形成空间位阻能。两点动力学滞留模型能够较好地拟合木屑生物炭纳米颗粒的穿透曲线,因此可以通过迁移参数模型反演生物炭纳米颗粒的迁移行为,从而预测其在复杂环境体系中的迁移与归趋。（2）研究了生物炭纳米颗粒对P在不同类型土壤中迁移和滞留行为的影响机制。结果表明:木屑生物炭纳米颗粒可以促进P在酸性土壤中（水稻土和红土）的滞留。较单独P在水稻土（45.5%）和红土（78.9%）中的滞留量,木屑生物炭纳米颗粒存在时,P滞留量分别增加至56.3%和90.9%。这主要由于木屑生物炭纳米颗粒能稳定土壤中Fe/Al氧化物和溶解性有机物,降低Fe/Al氧化物结合态P和溶解性有机物结合态P的迁移。但对于碱性土壤（黄绵土和潮土）,木屑生物炭纳米颗粒抑制了P在土柱中的滞留,滞留量降低了23%和18%。这主要因为木屑生物炭纳米颗粒促进了碱性土壤中Fe/Al氧化物的释放,增加了出流液中P浓度。此外,薄膜扩散梯度技术原位表征实验显示木屑生物炭纳米颗粒可以提高土壤中有效态磷量,但碱性土中的有效态P量远高于酸性土中有效态P量。（3）研究了不同环境因素条件下生物炭纳米颗粒对土壤重金属Cd迁移行为的影响及作用机制。结果表明:随着离子强度的增加,Cd在土壤中的迁移能力提高,主要因为阳离子与Cd竞争秸秆生物炭纳米颗粒和土壤颗粒表面吸附位点。生物炭纳米颗粒在迁移过程中可以作为镉的载体协同其在土壤中迁移。低离子强度（1.0 mM）时,出流液中结合态Cd（>99%）占主导,秸秆生物炭纳米颗粒促进Cd在土壤中迁移,且500°C制备的秸秆生物炭纳米颗粒对Cd的吸附能力较强,因此其对Cd的协同能力强于350°C制备的秸秆生物炭纳米颗粒;而高离子强度（10 mM）时,出流液中溶解态Cd（77.0%-95.2%）占主导,秸秆生物炭纳米颗粒吸附Cd且滞留在土柱中,因此抑制Cd在土壤中迁移。500°C制备的秸秆生物炭纳米颗粒对Cd迁移的抑制作用强于350°C制备的秸秆生物炭纳米颗粒。腐殖酸促进秸秆生物炭纳米颗粒的迁移以及对Cd的吸附,因此低离子强度时腐殖酸加强了秸秆生物炭纳米颗粒对Cd在土壤中迁移的促进作用,而高离子强度时腐殖酸加强了秸秆生物炭纳米颗粒对Cd在土壤中迁移的抑制作用。（4）研究了生物炭纳米颗粒对土壤变价重金属Cr（VI）迁移转化行为的影响和作用机制。结果表明:生物炭纳米颗粒促进Cr（VI）在土壤中的迁移;生物炭纳米颗粒具有供电子能力,在迁移过程中将Cr（VI）还原成Cr（III）并吸附在表面,协同其在土壤中迁移;秸秆生物炭纳米颗粒对Cr（VI）迁移的促进作用以及协同Cr（III）迁移的能力均强于木屑生物炭纳米颗粒。随着热解温度升高,生物炭纳米颗粒对Cr（VI）迁移的促进作用增强。此外,当热解温度从350°C升高至500°C时,木屑和秸秆生物炭纳米颗粒的供电子能力分别从0.75 mmol e-/（g生物炭）和0.66 mmol e-/（g生物炭）降低至0.28 mmol e-/（g生物炭）和0.24 mmol e-/（g生物炭）,导致其将Cr（VI）还原成Cr（III）的能力减弱;同时木屑和秸秆生物炭纳米颗粒的迁移能力分别从48.4%和77.7%降低至28.9%和37.0%,因此,500°C生物炭纳米颗粒协同Cr（III）迁移的能力弱于350°C生物炭纳米颗粒。（5）进一步研究了铁复合生物炭纳米颗粒对土壤重金属Cd迁移行为的影响和作用机制。结果表明:由于土壤对Cd较强的吸附能力,单独Cd在土壤中基本不发生迁移;而铁复合生物炭纳米颗粒通过结合态Cd形式有效促进Cd在土壤中迁移,其迁移能力提高了27.1-95.5倍。较原始生物炭纳米颗粒对Cd的协同能力（1.28%-4.07%）,铁复合生物炭纳米颗粒对Cd在土壤中的协同能力提高了约2.5倍。这主要由于生物炭纳米颗粒负载铁后,颗粒与Cd之间的静电作用、氢键络合作用以及π-π共轭作用加强。此外,铁复合生物炭纳米颗粒在红土中协同Cd迁移能力大于其在水稻土中的协同能力,这与红土的Fe/Al氧化物含量相关。铁复合秸秆生物炭纳米颗粒由于含有较多的矿物组分（如CaCO3、KCl）,对Cd的吸附能力较强,因此其对Cd在土壤中的协同迁移能力强于铁复合木屑生物炭纳米颗粒。综上所述,生物炭纳米颗粒在土壤中自身会发生迁移,并且可以作为载体协同营养元素和污染物共迁移。生物质源、热解温度、环境因子以及土壤介质类型等均会影响生物炭纳米颗粒协同污染物的迁移行为,因此将生物炭应用于土壤环境时应综合考虑上述因素。
陆家皓[8]（2019）在《TiO2表面缺陷对PEO/TiO2电双稳器件电导转变机制的影响》文中研究指明有机电双稳器件因成本低廉,制作工作简单,可柔性以及较大的存储密度受到了密切的关注。在有机电双稳器件研究中,纳米颗粒-聚合物符合薄膜电双稳器件主要有两种高低态转变导电机制:陷阱电荷限制限流以及F-N隧穿,这两种导电机制都利用到了纳米颗粒的表面缺陷。然而这两种转化机制究竟在何种情况下占主导,却一直没有明确的结论,尤其在相同材料体系中,会出现两种不同的机理解释。基于纳米颗粒表面的缺陷对电荷的俘获对聚合物电双稳器件的电导高低态转变起到决定作用,因此研究纳米颗粒表面缺陷态与转化机制之间的关系越发显得重要。在本工作中,我们制备了具有不同缺陷态的二氧化钛,分别与PEO绝缘聚合物结合制备了电双稳器件,从而研究了在双层电双稳器件中,不同缺陷对于其高低态导电机制的影响作用,具体研究内容如下:（1）利用溶胶凝胶法制备了无定形二氧化钛,利用水热法制备了锐钛矿型二氧化钛,制备成薄膜后。并对其进行了光学电学与形貌的表征,测试显示两类二氧化钛薄膜的导电性性能相差不大,而形貌测试揭示出锐钛矿二氧化钛的表面形貌相比无定形二氧化钛粗糙,水的表面接触角测试显示出锐钛矿的表面基团中有大量的氢氧根。（2）将两类二氧化钛薄膜与PEO聚合物制备成双层结构的电双稳器件,器件结构为ITO/TiO2/PEO/Ag。并对其进行了电压电流扫描来研究其电双稳特性。实验结果发现,随着改变PEO浓度,器件的开关性能会随之改变,当PEO为25mg/ml时,两种器件都能获得最大的开关比。对两种器件进行对比发现无定形二氧化钛电双稳器件的开关比明显小于锐钛矿二氧化钛电双稳器件的开关比,且二者电流从关态上升到开态时的线性拟合展示明显不同的转变机制。（3）通过对Ⅳ曲线进行理论拟合,发现这两类电双稳器件的导电机制不同,无定形为TCLC而锐钛矿则为F-N隧穿。结合第一部分的研究,一个合理的推测是二氧化钛表面基团导致了两类器件的导电机制的不同,因此,通过高温加热将锐钛矿二氧化钛的表面羟基大量降低,将含有大量表面羟基的锐钛矿薄膜与含有少量羟基的锐钛矿薄膜制备成电双稳器件,并进行曲线拟合,含有大量表面羟基的锐钛矿电双稳器件的高低态导电机制为F-N隧穿,而含有少量表面羟基的锐钛矿电双稳器件的拟合机制则为TCLC。以上实验结果展示出TiO2表面缺陷的不同可以显着影响导电机制,当表面缺陷是大量的羟基,器件的电双稳特性为FN隧穿型,反之,为TCLC型。
李亚茹[9]（2019）在《碳点-表面氧空位调控构筑高效光催化剂及光催化机理研究》文中进行了进一步梳理为解决金属氧化物普遍面临的可见光吸收能力弱、光生电子（e-）和空穴（h+）复合率高等问题,本文采用碳点负载和表面氧空位调控的方式对常见金属氧化物TiO2和Fe2O3进行修饰。论文主要包括碳点单独修饰TiO2、碳点-表面氧空位共修饰TiO2和碳点-表面氧空位共修饰Fe2O3三个部分,同时系统研究了表面修饰在金属氧化物光催化过程中的作用机理。1.采用水热法成功合成碳点-二氧化钛纳米片（CDs-TNs）复合材料,并将其首次应用于光催化还原Cr（VI）过程。通过系统分析手段对材料进行了表征,结果证实,1.87 nm左右的圆形且具有明显晶格条纹的碳点通过Ti-O-C键均匀分散在TNs表面。引入碳点后,CDs-TNs的光还原性能优于TNs、P25和CDs-P25。碳点独特的上转换特性和电子转移特性对复合材料光捕获能力和光生载流子传递转移能力起着举足轻重的作用。更重要的是,碳点可以促进H2O2的生成,加速空穴的消耗,进而阻碍光生e--h+的复合,以此提高CDs-TNs复合材料的光还原活性。2.以抗坏血酸为碳点前驱体和表面氧空位调控剂,以一步水热策略成功合成碳点-表面氧空位共修饰二氧化钛（CDs@TiO2）复合材料。由抗坏血酸转化而成的碳点以无定形结构均匀包覆于TiO2表面,二者以Ti-O-C键相连。随着碳点含量的增加,复合材料中无定形层逐渐加厚,而表面氧空位浓度先增加后减少。经碳点包覆和表面氧空位修饰后,复合材料光还原性能得到显着提高,其中1.5CDs@TiO2在模拟太阳光和可见光下的反应速率分别为纯TiO2的9.6倍和216倍。碳点的作用是通过缩小带隙、降低导带位置来提高复合材料对太阳光的利用率;而表面氧空位的作用是通过降低价带位置、增强电荷传递能力、提高载流子密度来促进光生e--h+分离。相较于碳点,表面氧空位对复合材料光催化还原性能的提高起着更为决定性的作用。3.将抗坏血酸一步水热策略应用于Fe2O3改性,制备出碳点-表面氧空位共修饰氧化铁（CDs@Fe2O3）复合材料。无定形碳点以Fe-O-C键均匀包覆于Fe2O3纳米棒表面,质量分数为10.2wt%。与Fe2O3相比,CDs@Fe2O3中有还原态Fe2+产生,且EPR表征中在g=2.003处出现信号,说明其表面形成氧空位。经碳点和表面氧空位共修饰后,CDs@Fe2O3光芬顿降解Rh B和苯酚的反应速率分别提高至原Fe2O3的7倍和70倍。复合材料光芬顿性能的提高主要归因于碳点和表面氧空位的协同作用,一方面可促进H2O2的分解产生·OH以增强氧化能力;另一方面可增强材料本身电荷传递能力和载流子密度,促进光生e-和h+分离,加速反应的进行。
黄乃辉[10]（2019）在《基于过渡金属氧化物为基础的类芬顿体系对难降解污染物的去除》文中指出洛克沙胂、双酚A等有机物具有高毒性和难降解等特点,严重影响地球的生态环境和生物体。因此,各国正在积极研究安全、高效、经济有效的处理方法。在此,本文旨在通过非均相类Fenton技术对难降解有机污染物进行高效、无二次污染的去除。其一,设计并验证一种铁基非均相类Fenton技术,该技术依靠具有优良无机砷吸附性能和H2O2催化活化性能的铁矿石双功能材料,降低了二次污染。这种简单的策略不仅彻底降解了有机砷,同时选择性地吸附了降解过程中释放出的高毒性无机砷。通过对制备的几种典型铁氧化物进行结构分析和研究其吸附特性,证明了铁氧化物具有优良的富集结构和高效的吸附效果。且以洛克沙胂为目标污染物,铁基类Fenton体系在不同水基质中对洛克沙胂的降解和无机砷的吸附均表现出较好的容量,与同类条件下的典型均相体系相比,表现出更好的性能。超过80%的洛克沙胂在3.0h后被降解,大部分释放的AsO43-被同时去除,不需要任何额外的后续处理。而其中FeOOH具有更强的氧化还原能力,这主要是由于其热力学上良好的电子结构所决定的表面中心Fe原子具有较强的氧化还原循环能力。其二,本文还首次证实了半导体TiO2经过掺杂改性能够活化过硫酸盐(PDS,S2O82-)、促进自由基生成和提高氧化还原循环能力。经氧缺陷设计的高能{001)晶面TiO2-x催化PDS构建的优良类Fenton催化体系,在中性pH下,对罗丹明B（RhB）和双酚A（BPA）的降解具有良好的活性和选择性。通过电子顺磁共振（EPR）技术进行荧光测量,证明了TiO2-x催化PDS降解有机污染物的主要活性物质为SO4·-。研究表明,TiO2-x/PDS体系在四种典型阴离子、天然有机物以及真实地表水存在的情况下对目标污染物降解表现出更低的水基质效应。因此,以SO4·-介导的TiO2-x催化体系在天然水基质中的选择性以及催化材料的无毒性,对于具有复杂的实际环境应用具有重要的意义。
二、无机金属离子在纳米二氧化钛表面单层分散结合态的研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、无机金属离子在纳米二氧化钛表面单层分散结合态的研究（论文提纲范文）
（1）纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 纳米颗粒的定义与分类 |
| 1.2.1 碳基纳米颗粒 |
| 1.2.2 金属及金属氧化物纳米颗粒 |
| 1.2.3 非金属纳米颗粒等 |
| 1.2.4 半导体纳米颗粒及其他 |
| 1.3 纳米颗粒的环境行为的研究进展 |
| 1.3.1 纳米颗粒的特性及运用 |
| 1.3.2 环境中的纳米颗粒与污染物之间的相互作用 |
| 1.3.3 环境中的纳米颗粒与不同特征表面之间的相互作用 |
| 1.4 镉(Cd~(2+))在不同特征表面及纳米颗粒上的吸附研究进展 |
| 1.4.1 Cd~(2+)在不同特征表面的吸附行为 |
| 1.4.2 Cd~(2+)在纳米颗粒上的吸附行为 |
| 1.5 四环素(TC)在不同特征表面及纳米颗粒上吸附的研究进展 |
| 1.5.1 TC与不同特征表面的吸附行为 |
| 1.5.2 TC在纳米颗粒上的吸附行为 |
| 1.6 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在负电荷黏土矿物沸石(Zeo)表面共吸附行为及机制 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 2.2.2 沸石对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 2.2.3 温度对Cd~(2+)和TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 2.2.4 pH对 Cd~(2+)和TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 2.2.5 沸石的XRD图谱 |
| 2.2.6 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM |
| 2.2.7 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的CEC、SBET及孔径分布 |
| 2.2.8 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 2.2.9 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的XPS |
| 2.2.10 Cd~(2+)和TiO_2 NPs在沸石上的共吸附机制 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 TiO_2 NPs及TC在负电荷黏土矿物沸石(Zeo)表面共吸附行为及机制 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 沸石吸附TC和 TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 3.2.2 沸石对TC和 TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 3.2.3 温度对TC和 TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 3.2.4 p H对沸石吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 3.2.5 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的SEM |
| 3.2.6 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的CEC、SBET和孔径分布 |
| 3.2.7 沸石吸附TC及TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 3.2.8 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 3.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和TiO_2 NPs在沸石上的共吸附机制 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在多孔负电荷椰壳碳(CBC)表面的共吸附行为及机制 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 4.2.2 椰壳碳对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 4.2.3 温度对椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的影响 |
| 4.2.4 p H对椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的影响 |
| 4.2.5 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM图像 |
| 4.2.6 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后 CEC、SBET和孔径分布 |
| 4.2.7 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 4.2.8 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的XPS |
| 4.2.9 Cd+TiO_2 NPs复合体系中Cd~(2+)和TiO_2 NPs在椰壳碳上的共吸附机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 TiO_2 NPs及TC在多孔负电荷椰壳碳(CBC)表面共吸附行为及机制 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 5.2.2 椰壳碳对TC和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 5.2.3 温度对椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 5.2.4 p H对椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 5.2.5 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的SEM |
| 5.2.6 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后 CEC、AEC、SBET和孔径分布 |
| 5.2.7 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 5.2.8 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 5.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和 TiO_2 NPs在椰壳碳上的共吸附机制 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在正电荷黏土矿物磁化高岭土(MK)表面的共吸附行为及机制 |
| 6.1 实验材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.1.3 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 磁化高岭土对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 6.2.2 磁化高岭土对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 6.2.3 温度对Cd~(2+)和TiO_2 NPs在磁化高岭土表面吸附的影响 |
| 6.2.4 p H对 Cd~(2+)和TiO_2 NPs在磁化高岭土表面吸附的影响 |
| 6.2.5 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM&TEM |
| 6.2.6 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的CEC,SBET和孔径分布 |
| 6.2.7 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 6.2.8 Cd+TiO_2 NPs复合体系中Cd~(2+)和TiO_2 NPs的共吸附机制 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 TiO_2 NPs与TC在正电荷黏土矿物磁化高岭土(MK)表面共吸附行为及机制 |
| 7.1 实验材料与方法 |
| 7.1.1 实验材料 |
| 7.1.2 实验设计 |
| 7.1.3 实验方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 磁化高岭土对TC和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 7.2.2 磁化高岭土对TC和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 7.2.3 pH对磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 7.2.4 温度对磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 7.2.5 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的SEM&EDS和TEM |
| 7.2.6 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的CEC、AEC、SBET和孔径分布 |
| 7.2.7 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 7.2.8 TC+TiO_2 NPs复合体系中磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 7.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和TiO_2 NPs在磁化高岭土上的共吸附行为机制 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 Cd~(2+)/TC和TiO_2 NPs在不同特征表面上的共吸附行为及机制 |
| 8.1 不同特征表面上Cd~(2+)和TiO_2 NPs共吸附行为机制 |
| 8.1.1 沸石 |
| 8.1.2 椰壳碳 |
| 8.1.3 磁化高岭土 |
| 8.1.4 沸石、椰壳碳和磁化高岭土上Cd~(2+)和TiO_2 NPs共吸附行为差异机制 |
| 8.2 不同特征表面上TC和TiO_2 NPs共吸附行为机制 |
| 8.2.1 沸石 |
| 8.2.2 椰壳碳 |
| 8.2.3 磁化高岭土 |
| 8.2.4 沸石、椰壳碳和磁化高岭土上TC和TiO_2 NPs共吸附行为差异机制 |
| 8.3 同种表面上不同污染物(TC和Cd~(2+))和TiO_2 NPs共吸附行为的差异 |
| 8.3.1 沸石 |
| 8.3.2 椰壳碳 |
| 8.3.3 磁化高岭土 |
| 8.4 本章小结 |
| 第九章 主要结论及创新点 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 研究中的不足及展望 |
| 9.3.1 研究中的不足 |
| 9.3.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）纳米二氧化硅基钝化剂的制备及其对土壤重金属的钝化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属污染物 |
| 1.2 重金属污染土壤治理技术 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 生物修复技术 |
| 1.2.3 化学修复技术 |
| 1.3 纳米二氧化硅的制备与改性方法 |
| 1.4 选题依据及主要研究内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 巯基亚铁改性纳米SiO_2的制备及其稳定性研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 土壤样品的采集与制备 |
| 2.1.3 巯基亚铁改性纳米SiO_2的制备 |
| 2.1.4 修复剂的测试方法及表征 |
| 2.1.5 修复剂的稳定性考察 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 巯基亚铁改性纳米SiO2的结构设计 |
| 2.2.2 巯基亚铁改性纳米SiO_2修复剂的表征 |
| 2.2.3 Fe~(2+)引入前后修复剂的稳定性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章纳米钝化剂RNS-SF对污染土壤中重金属铅、镉、砷的钝化性能及作用原理 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 修复剂对土壤中铅、镉的钝化作用 |
| 3.2.1 修复剂对铅、镉的钝化性能 |
| 3.2.2 修复前后土壤中铅、镉的形态分析 |
| 3.2.3 修复剂与铅、镉的结合方式 |
| 3.2.4 酸碱溶液浸提对铅、镉钝化产物的影响 |
| 3.3 修复剂对土壤中砷的钝化作用 |
| 3.3.1 修复剂对砷的钝化性能 |
| 3.3.2 修复前后土壤中砷的形态分析 |
| 3.3.3 修复剂与砷的结合方式 |
| 3.3.4 酸碱溶液浸提对砷钝化产物的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 巯基/胺基共改性纳米SiO_2的制备及其对污染土壤重中金属的钝化作用 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 巯基/胺基共改性纳米SiO_2的制备 |
| 4.1.3 土样前期处理及浸提液配制 |
| 4.1.4 多种修复剂的设计、调控 |
| 4.1.5 修复剂的表征 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 巯基/胺基共改性纳米SiO_2修复剂的结构分析 |
| 4.2.2 巯基/胺基共改性纳米SiO_2的设计机理 |
| 4.2.3 巯基/胺基共改性纳米SiO_2对重金属的钝化性能 |
| 4.2.4 修复前后土壤中铅、镉的形态分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
（3）镁法脱硫浆液中亚硫酸盐催化氧化与重金属协同控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 二氧化硫控制技术 |
| 1.2 氧化镁法脱硫工艺副产物处理技术 |
| 1.2.1 再生制酸法 |
| 1.2.2 氧化回收法 |
| 1.3 脱硫液重金属离子控制技术 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 流化床法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.3.5 电絮凝法 |
| 1.4 本文研究内容及目标 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 实验试剂、装置及实验方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 亚硫酸镁催化氧化实验 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 实验步骤 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 重金属离子脱除实验 |
| 2.3.1 实验装置 |
| 2.3.2 试剂 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.3.4 实验方法 |
| 2.4 催化/吸附材料表征方法 |
| 2.4.1 N_2等温吸附-脱附 |
| 2.4.2 X射线衍射光谱 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱 |
| 2.4.4 傅里叶红外光谱 |
| 2.4.5 H_2-程序升温还原 |
| 2.4.6 H_2-脉冲化学吸附 |
| 2.4.7 电感耦合等离子发射光谱 |
| 2.4.8 热重分析 |
| 2.4.9 扫描电子显微镜 |
| 2.4.10 高倍透射电子显微电镜 |
| 2.4.11 电子顺磁共振 |
| 2.4.12 Zeta电位 |
| 2.5 DFT计算方法 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 二维钴基负载型分子筛Co-SBA-15催化氧化亚硫酸镁研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Co-SBA-15催化剂制备方法 |
| 3.3 Co-SBA-15催化性能评价 |
| 3.4 亚硫酸镁催化氧化宏观反应动力学 |
| 3.4.1 催化剂浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 3.4.2 MgSO_3浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 3.4.3 氧分压对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 3.4.4 反应温度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 3.4.5 pH对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 3.4.6 增强因子E、Hatta值及反应速率常数k的确定 |
| 3.5 催化剂物化性能表征分析 |
| 3.5.1 N_2等温吸附-脱附 |
| 3.5.2 X射线衍射 |
| 3.5.3 X射线光电子能谱 |
| 3.5.4 扫描电子显微镜 |
| 3.5.5 透射电子显微镜与能谱联用 |
| 3.5.6 程序升温还原 |
| 3.5.7 DFT计算模拟 |
| 3.6 Co-SBA-15催化MgSO_3氧化反应的机理分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 三维介孔分子筛Co_3O_4-NPs@KIT-6催化氧化亚硫酸镁研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Co_3O_4-NPs@KIT-6催化剂的制备 |
| 4.3 Co_3O_4-NPs@KIT-6催化性能评价 |
| 4.4 亚硫酸镁催化氧化宏观反应动力学 |
| 4.4.1 催化剂浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 4.4.2 MgSO_3浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 4.4.3 氧分压对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 4.4.4 反应温度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 4.4.5 pH对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 4.4.6 增强因子E、Hatta值及反应速率常数k的确定 |
| 4.5 催化剂物化性能表征分析 |
| 4.5.1 N_2等温吸附-脱附 |
| 4.5.2 X射线衍射图谱 |
| 4.5.3 X射线光电子能谱 |
| 4.5.4 高倍透射电子显微镜 |
| 4.6 Co_3O_4-NPs@KIT-6催化氧化MgSO_3反应机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 类石墨相氮化碳型催化剂催化氧化亚硫酸镁研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 类石墨相氮化碳型催化剂M-C_3N_4的制备工艺 |
| 5.2.1 纳米片层结构类石墨相氮化碳g-C_3N_4的制备 |
| 5.2.2 过渡金属型石墨相氮化碳M-C_3N_4的制备 |
| 5.3 M-C_3N_4催化性能评价 |
| 5.4 Co-C_3N_4催化氧化亚硫酸镁的宏观反应动力学 |
| 5.4.1 催化剂浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 5.4.2 MgSO_3浓度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 5.4.3 氧分压对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 5.4.4 反应温度对MgSO_3氧化速率的影响 |
| 5.4.5 增强因子E、Hatta值及反应速率常数k的确定 |
| 5.5 Co-C_3N_4催化剂物化性能表征分析 |
| 5.5.1 Co-C_3N_4催化剂形貌分析 |
| 5.5.2 N_2等温吸附-脱附 |
| 5.5.3 X射线衍射图谱 |
| 5.5.4 热重分析 |
| 5.5.5 X射线光电子能谱 |
| 5.6 Co-C_3N_4催化MgSO_3氧化反应的机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 生物炭诱导型硅复合材料协同控制亚硫酸镁及重金属离子 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 生物炭诱导型硅复合材料催化/吸附剂制备工艺 |
| 6.3 生物炭诱导型硅复合材料催化氧化亚硫酸镁研究 |
| 6.3.1 生物炭诱导型硅复合材料催化性能评价 |
| 6.3.2 生物炭诱导型硅复合材料催化氧化亚硫酸镁的宏观反应动力学 |
| 6.3.3 增强因子E、Hatta值及反应速率常数k的确定 |
| 6.3.4 表征及机理分析 |
| 6.4 生物炭诱导型硅复合材料单独脱除Pb(Ⅱ)性能研究 |
| 6.4.1 生物炭引入量对Pb(Ⅱ)脱除性能的影响 |
| 6.4.2 Pb(Ⅱ)吸附等温线及模型拟合 |
| 6.4.3 Pb(Ⅱ)吸附动力学及模型拟合 |
| 6.5 生物炭诱导型硅复合材料单独脱除Cr(Ⅵ)的性能研究 |
| 6.5.1 生物炭引入量对Cr(Ⅵ)脱除性能的影响 |
| 6.5.2 Cr吸附等温线及模型拟合 |
| 6.5.3 Cr吸附动力学及模型拟合 |
| 6.6 生物炭诱导型硅复合材料单独脱除Hg(Ⅱ)性能研究 |
| 6.6.1 生物炭引入量对Hg(Ⅱ)脱除性能的影响 |
| 6.6.2 Hg(Ⅱ)吸附等温线及模型拟合 |
| 6.6.3 Hg(Ⅱ)吸附动力学及模型拟合 |
| 6.7 生物炭诱导型硅复合材料协同控制MgSO_3/Pb(Ⅱ)性能研究 |
| 6.7.1 生物炭诱导型硅复合材料催化氧化性能 |
| 6.7.2 生物炭诱导型硅复合材料Pb(Ⅱ)脱除性能 |
| 6.7.3 生物炭诱导型硅复合材料协同控制MgSO_3/Pb(Ⅱ)时Pb的形态分布 |
| 6.8 生物炭诱导型硅复合材料协同控制MgSO_3/Cr(Ⅵ)性能研究 |
| 6.8.1 生物炭诱导型硅复合材料催化氧化性能 |
| 6.8.2 生物炭诱导型硅复合材料Cr(Ⅵ)脱除性能 |
| 6.8.3 不同控制条件下Cr的迁移转化及形态分布 |
| 6.9 生物炭诱导型硅复合材料协同控制MgSO_3/Hg(Ⅱ)性能研究 |
| 6.9.1 生物炭诱导型硅复合材料催化氧化性能 |
| 6.9.2 生物炭诱导型硅复合材料Hg(Ⅱ)脱除性能 |
| 6.9.3 生物炭诱导型硅复合材料协同控制MgSO_3/Hg(Ⅱ)时Hg的形态分布 |
| 6.10 表征及MgSO_3/重金属离子协同控制机理分析 |
| 6.10.1 生物炭诱导型硅复合材料表面Zeta电位 |
| 6.10.2 协同控制MgSO_3/重金属后复合材料的透射电镜图及元素分布 |
| 6.10.3 DFT理论计算 |
| 6.11 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 对未来研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）土壤修复纳米材料对蚯蚓的生理生化影响及机理研究（论文提纲范文）
| 全文摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 选题的意义 |
| 1.2 主要研究目的 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新之处 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 土壤重金属污染 |
| 2.1.1 我国土壤重金属污染现状 |
| 2.1.2 土壤中重金属的生物有效性 |
| 2.1.3 重金属污染土壤钝化修复 |
| 2.2 纳米材料在重金属污染土壤钝化修复中的应用 |
| 2.2.1 纳米材料的特性 |
| 2.2.2 不同纳米材料的差异 |
| 2.2.3 纳米材料在重金属污染土壤修复中的应用 |
| 2.2.4 纳米材料的生物毒理效应 |
| 2.2.5 纳米材料与重金属联合毒性研究 |
| 2.3 蚯蚓在毒理学研究中的应用 |
| 2.4 常用的毒理学研究方法 |
| 第三章 不同纳米材料的表征及其对Cd的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料与实验仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 结果计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同纳米材料的表征 |
| 3.3.2 不同纳米材料对Cd的吸附性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同纳米材料对蚯蚓的毒理效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料与实验仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 结果计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同纳米材料对蚯蚓急性毒性效应 |
| 4.3.2 不同纳米材料对蚯蚓皮肤超微结构的影响 |
| 4.3.3 不同纳米材料对蚯蚓的氧化应激的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 纳米材料用于Cd污染土壤修复对蚯蚓的毒理效应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试材料与设备 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 添加纳米材料对蚯蚓生长的影响 |
| 5.3.2 添加纳米材料对土壤pH、有效态Cd含量和蚯蚓体内Cd含量的影响 |
| 5.3.3 添加纳米材料对蚯蚓的氧化应激的影响 |
| 5.3.4 添加纳米材料对蚯蚓的遗传毒性效应 |
| 5.3.5 不同纳米材料对蚯蚓影响的综合分析 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 纳米材料对蚯蚓的毒理效应机理探讨 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 不同纳米材料的蚯蚓毒理效应机制 |
| 6.2.1 纳米材料的性质对蚯蚓的毒理效应机制 |
| 6.2.2 不同纳米材料对蚯蚓的毒理效应分析 |
| 6.3 不同纳米材料与Cd的结合机理 |
| 6.3.1 n-HAP与 Cd结合机理 |
| 6.3.2 n-zeolite与 Cd结合机理 |
| 6.3.3 n-Fe_3O_4与Cd的结合机理 |
| 6.4 纳米材料与Cd结合对蚯蚓的毒理效应机制 |
| 6.4.1 土壤有效态Cd含量与蚯蚓体内Cd含量的相关性 |
| 6.4.2 毒理影响指标与土壤中Cd有效态含量的相关性 |
| 6.4.3 影响的各指标与蚯蚓体内Cd含量的相关性 |
| 6.5 结论 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论着及参与课题 |
| 致谢 |
（5）新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 砷和镉的性质及水体砷镉污染现状 |
| 1.1.1 砷的性质及危害 |
| 1.1.2 镉的性质及危害 |
| 1.1.3 水体中砷和镉的存在形式 |
| 1.1.4 水体中砷镉共存污染 |
| 1.2 水体中砷和镉处理技术现状 |
| 1.2.1 混凝法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 水体中重金属吸附材料 |
| 1.3.1 活性炭 |
| 1.3.2 沸石 |
| 1.3.3 金属化合物吸附剂 |
| 1.4 吸附剂常见的制备方法 |
| 1.4.1 化学沉淀法 |
| 1.4.2 水热合成法 |
| 1.4.3 溶胶凝胶法 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验主要仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器与设备 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验及分析方法 |
| 2.2.1 实验制备 |
| 2.2.2 吸附实验 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 新型淀粉稳定化铁锰氧化物(starch-FMBO)对水体中砷的吸附性能与机理研究 |
| 3.1 FMBO的最佳合成条件 |
| 3.1.1 Fe/Mn比的影响 |
| 3.1.2 合成pH的影响 |
| 3.1.3 稳定剂的筛选 |
| 3.2 吸附热力学实验 |
| 3.3 吸附动力学实验 |
| 3.4 Starch-FMBO吸附去除水中砷的条件优化 |
| 3.5 吸附机理 |
| 3.5.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.5.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 表面改性的铁锰氧化物(Ca-SFMBO)对水体中砷镉的同步吸附性能和机理研究 |
| 4.1 Ca-SFMBO的筛选和表征 |
| 4.2 吸附热力学实验 |
| 4.2.1 As/Cd吸附的最佳p H实验 |
| 4.2.2 As/Cd共同吸附的吸附性能 |
| 4.3 吸附机理 |
| 4.3.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.3 能量色散谱仪(EDS)分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 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 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（6）纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd、Pb、As污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd、Pb、As污染分布 |
| 1.1.2 土壤Cd、Pb、As污染来源 |
| 1.2 土壤Cd、Pb、As污染危害 |
| 1.2.1 Cd、Pb、As对人体健康的危害 |
| 1.2.2 Cd、Pb、As对农作物的危害 |
| 1.2.3 Cd、Pb、As对土壤微生物的影响 |
| 1.3 影响土壤Cd、Pb、As形态及生物有效性的主要因素 |
| 1.3.1 土壤pH |
| 1.3.2 土壤电导率与氧化还原电位 |
| 1.3.3 土壤有机质与可溶性有机碳 |
| 1.3.4 土壤微生物 |
| 1.3.5 重金属Cd、Pb、As共存的交互效应 |
| 1.4 土壤Cd、Pb、As污染化学钝化技术 |
| 1.4.1 生物质炭 |
| 1.4.2 磷基材料 |
| 1.4.3 铁锰氧化物 |
| 1.4.4 有机物料 |
| 1.4.5 粘土矿物 |
| 1.5 天然沸石及纳米零价铁在土壤重金属修复中的作用 |
| 1.5.1 天然沸石及纳米零价铁的基本性质 |
| 1.5.2 天然沸石及纳米零价铁对土壤理化性质的影响 |
| 1.5.3 天然沸石及纳米零价铁对土壤Cd、Pb、As化学行为的影响 |
| 1.5.4 天然沸石及纳米零价铁对作物Cd、Pb、As积累及生长的影响 |
| 1.5.5 天然沸石及纳米零价铁对土壤微生物的影响 |
| 1.6 存在的问题 |
| 1.7 论文研究目标和技术路线 |
| 1.7.1 论文研究目标 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 纳米零价铁改性沸石对水溶液中Cd~(2+)、Pb~(2+)、AsO_2~-的吸附研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 材料制备与筛选 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.2.4 动力学吸附试验 |
| 2.2.5 pH梯度吸附试验 |
| 2.2.6 等温吸附试验 |
| 2.2.7 土水界面振荡试验 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同配比纳米零价铁改性沸石吸附效果验证 |
| 2.3.2 天然沸石、纳米零价铁及纳米零价铁改性沸石基本性质表征 |
| 2.3.3 Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)吸附动力学研究 |
| 2.3.4 XRD、XPS对吸附机理的探讨 |
| 2.3.5 溶液pH对吸附效果的影响 |
| 2.3.6 Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)单一与复合污染下等温吸附差异研究 |
| 2.3.7 纳米零价铁改性沸石对土水界面中重金属吸附效果研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 纳米零价铁改性沸石对复合污染土壤Cd、Pb、As的钝化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 纳米零价铁改性沸石制备及表征 |
| 3.2.3 土壤培养试验 |
| 3.2.4 土壤理化性质及重金属指标测定 |
| 3.2.5 材料分离表征 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳米零价铁改性沸石基本性质研究 |
| 3.3.2 纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质的动态影响 |
| 3.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤Cd、Pb、As、Fe有效性及形态分布的动态影响 |
| 3.3.4 基于XRD对不同类型土壤中重金属钝化机制的探讨 |
| 3.3.5 基于XPS对不同类型土壤中重金属钝化机制的探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 纳米零价铁改性沸石对重金属复合污染土壤微生物群落的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 土壤DNA提取与高通量测序 |
| 4.2.3 土壤RNA提取与功能基因测定 |
| 4.2.4 数据处理与生物信息学统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物Alpha多样性的影响 |
| 4.3.2 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物群落相对丰度的影响 |
| 4.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物Beta多样性的影响 |
| 4.3.4 土壤微生物-环境因子相关性及冗余分析 |
| 4.3.5 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物功能基因表达的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 纳米零价铁改性沸石对作物重金属吸收及抗氧化胁迫的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及材料制备 |
| 5.2.2 盆栽试验 |
| 5.2.3 土壤理化性质、重金属含量及速效养分的测定 |
| 5.2.4 青菜重金属含量及养分测定 |
| 5.2.5 青菜Cd、Pb、As亚细胞分布测定 |
| 5.2.6 青菜氧化胁迫相关指标测定 |
| 5.2.7 土壤-作物-人体健康风险及统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质、重金属及养分有效性的影响 |
| 5.3.2 纳米零价铁改性沸石对作物生物量、重金属转运及养分吸收的影响 |
| 5.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤-作物重金属迁移及其亚细胞分布的影响 |
| 5.3.4 纳米零价铁改性沸石对作物氧化胁迫水平和抗氧化系统的影响 |
| 5.3.5 纳米零价铁改性沸石对作物品质及人体健康风险的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 纳米零价铁改性沸石对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)的吸附容量及特性 |
| 6.1.2 纳米零价铁改性沸石对不同Cd、Pb、As复合污染土壤的影响 |
| 6.1.3 纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As吸附及固定机制 |
| 6.1.4 纳米零价铁改性沸石对复合污染土壤中微生物群落结构及功能的影响 |
| 6.1.5 纳米零价铁改性沸石对作物品质及生理功能的影响 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及主要学术成果和获得荣誉 |
（7）生物炭纳米颗粒协同土壤中典型污染物的迁移行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 碳纳米材料概述 |
| 1.2 碳纳米材料的环境应用 |
| 1.3 碳纳米材料在多孔介质中的迁移行为 |
| 1.3.1 碳纳米材料的团聚 |
| 1.3.2 碳纳米材料在多孔介质中的迁移与滞留 |
| 1.3.3 碳纳米材料在多孔介质中协同污染物迁移 |
| 1.4 生物炭纳米颗粒的研究现状 |
| 1.4.1 生物炭的概述及其环境应用 |
| 1.4.2 生物炭纳米颗粒的特征 |
| 1.4.3 生物炭纳米颗粒在多孔介质中迁移的研究现状 |
| 1.5 本课题的研究意义、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 生物炭纳米颗粒在土壤中迁移与滞留行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 生物炭纳米颗粒的制备 |
| 2.2.2 土壤介质 |
| 2.2.3 生物炭纳米颗粒的稳定性实验 |
| 2.2.4 柱迁移实验 |
| 2.2.5 生物炭纳米颗粒的二次释放实验 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 2.3.2 土壤介质的表征 |
| 2.3.3 生物炭纳米颗粒的迁移与滞留行为 |
| 2.3.4 生物炭纳米颗粒的二次释放行为 |
| 2.3.5 迁移模型 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 生物炭纳米颗粒对土壤中磷迁移与滞留行为的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 生物炭纳米颗粒的制备 |
| 3.2.2 土壤介质 |
| 3.2.3 吸附实验 |
| 3.2.4 柱迁移实验 |
| 3.2.5 薄膜扩散梯度实验 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 3.3.2 土壤介质的表征 |
| 3.3.3 生物炭纳米颗粒对磷迁移和滞留行为的影响 |
| 3.3.4 生物炭纳米颗粒与磷在土壤中的交互作用 |
| 3.3.5 生物炭纳米颗粒对土壤中活性磷的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 生物炭纳米颗粒对土壤重金属镉迁移行为的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物炭纳米颗粒的制备 |
| 4.2.2 土壤介质 |
| 4.2.3 生物炭纳米颗粒的水动力学实验 |
| 4.2.4 柱迁移实验 |
| 4.2.5 数据分析 |
| 4.2.6 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 4.3.2 生物炭纳米颗粒与土壤介质的水动力特性 |
| 4.3.3 生物炭纳米颗粒的迁移行为 |
| 4.3.4 生物炭纳米颗粒对镉迁移行为的影响 |
| 4.3.5 生物炭纳米颗粒对镉迁移行为的作用机制 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 生物炭纳米颗粒对土壤重金属铬迁移与转化行为的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 生物炭纳米颗粒的制备 |
| 5.2.2 土壤介质 |
| 5.2.3 生物炭纳米颗粒的电化学实验 |
| 5.2.4 柱迁移实验 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 5.3.2 生物炭纳米颗粒的电化学性质 |
| 5.3.3 生物炭纳米颗粒对铬在土壤中迁移转化的影响 |
| 5.3.4 生物炭纳米颗粒与铬在土壤中的交互作用 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 铁复合生物炭纳米颗粒对土壤重金属镉迁移与滞留行为的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 铁复合生物炭纳米颗粒的制备 |
| 6.2.2 土壤介质 |
| 6.2.3 吸附试验 |
| 6.2.4 柱迁移实验 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.2.6 统计分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 铁复合生物炭纳米颗粒的表征 |
| 6.3.2 土壤介质的表征 |
| 6.3.3 铁复合生物炭纳米颗粒在土壤中的迁移行为 |
| 6.3.4 铁复合生物炭纳米颗粒对镉迁移行为的影响 |
| 6.3.5 铁复合生物炭纳米颗粒对镉滞留行为的影响与作用机制 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 主要创新点和研究特色 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历及攻读博士学位期间的科研成果 |
（8）TiO2表面缺陷对PEO/TiO2电双稳器件电导转变机制的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 有机电双稳存储器件的研究背景 |
| 1.2 有机电双稳特性 |
| 1.3 有机存储器件的材料和分类 |
| 1.4 有机存储器件工作机理 |
| 1.5 本论文的创新点及主要研究内容 |
| 2 无定形TIO_2与锐钛矿TIO_2的形貌及光电性能研究 |
| 2.1 制备无定形二氧化钛与锐钛矿二氧化钛的材料 |
| 2.2 二氧化钛制备过程 |
| 2.3 无定形以及锐钛矿相二氧化钛的表征 |
| 2.3.1 锐钛矿二氧化钛纳米颗粒的晶相与形貌 |
| 2.3.2 无定形与锐钛矿二氧化钛薄膜的表面形貌研究 |
| 2.3.3 TiO_2薄膜的光学电学性能研究 |
| 3 基于无定形TIO_2与锐钛矿TIO_2制备的电双稳器件的研究 |
| 3.1 基于PEO与无定形二氧化钛的电双稳器件的的研究 |
| 3.1.1 PEO溶液的制备以及基于PEO与无定形二氧化钛电双稳器件的制备过程 |
| 3.1.2 基于PEO与无定形二氧化钛电双稳器件的电流电压特性研究 |
| 3.1.3 基于PEO与无定形二氧化钛电双稳器件的导电机制拟合 |
| 3.2 基于PEO与锐钛矿二氧化钛的电双稳器件研究 |
| 3.2.1 基于PEO与锐钛矿二氧化钛电双稳器件的电双稳特性 |
| 3.2.2 基于锐钛矿二氧化钛电双稳器件的导电机理拟合 |
| 4 表面羟基对二氧化钛电双稳器件性能影响的研究 |
| 4.1 F-N隧穿的研究背景 |
| 4.2 锐钛矿二氧化钛薄膜与经过250℃退火的锐钛矿二氧化钛薄膜的表面基团研究 |
| 4.3 表面羟基对二氧化钛电双稳器件的影响 |
| 4.4 本章总结 |
| 5 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 学位论文数据集 |
（9）碳点-表面氧空位调控构筑高效光催化剂及光催化机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 光催化技术 |
| 1.2.1 金属氧化物光催化剂 |
| 1.2.2 光催化反应机理 |
| 1.3 碳点表面修饰催化剂 |
| 1.3.1 碳点(CDs)简介 |
| 1.3.2 碳点修饰金属氧化物制备方法 |
| 1.3.3 碳点修饰金属氧化物作用机制 |
| 1.4 催化剂表面氧空位调控 |
| 1.4.1 金属氧化物表面氧空位调控方法 |
| 1.4.2 表面氧空位的作用机理 |
| 1.5 选题依据和研究内容 |
| 第2章 CDs-TNs 复合材料的制备及碳点增强光还原 Cr(Ⅵ)机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 二氧化钛纳米片(TNs)的制备 |
| 2.3.2 碳点-二氧化钛纳米片(CDs-TNs)复合材料的制备 |
| 2.3.3 碳点(CDs)的制备 |
| 2.3.4 催化剂测试与表征 |
| 2.3.5 光催化还原Cr(Ⅵ)性能实验 |
| 2.3.6 溶液pH对光催化还原Cr(Ⅵ)影响实验 |
| 2.3.7 催化剂重复利用实验 |
| 2.3.8 光催化反应中生成H2O2的定性检测 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 催化剂形貌结构分析 |
| 2.4.2 催化剂光响应性质分析 |
| 2.4.3 催化剂光催化还原Cr(Ⅵ)性能评价 |
| 2.4.4 溶液pH对催化剂除铬的影响 |
| 2.4.5 各材料除铬性能对比 |
| 2.4.6 催化剂重复利用性能 |
| 2.5 光催化还原Cr(Ⅵ)机理 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 一步合成碳点-表面氧空位共修饰的CDs@TiO_2复合材料 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验仪器与试剂 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 碳点层包裹二氧化钛(CDs@TiO_2)复合材料的制备 |
| 3.3.2 碳点(CDs)的制备 |
| 3.3.3 催化剂测试与表征 |
| 3.3.4 光催化还原Cr(Ⅵ)性能实验 |
| 3.3.5 催化剂重复利用实验 |
| 3.3.6 光催化反应中生成H_2O_2的定量检测 |
| 3.3.7 光催化反应中生成O_2~(·-)的定性检测 |
| 3.3.8 光催化反应中生成·OH的定性检测 |
| 3.3.9 自由基清除实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 催化剂形貌结构分析 |
| 3.4.2 CDs@TiO_2 合成机理 |
| 3.4.3 催化剂光响应性能分析 |
| 3.4.4 催化剂光催化还原Cr(Ⅵ)性能评价 |
| 3.4.5 催化剂重复利用性能 |
| 3.5 光催化还原Cr(Ⅵ)机理 |
| 3.5.1 碳点与表面氧空位的作用 |
| 3.5.2 催化剂表面发生的反应 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 碳点与表面氧空位协同促进CDs@Fe_2O_3 光催化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验仪器与试剂 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 碳点层包裹三氧化二铁(CDs@Fe_2O_3)复合材料的制备 |
| 4.3.2 催化剂测试与表征 |
| 4.3.3 光催化还原Cr(Ⅵ)性能实验 |
| 4.3.4 光催化芬顿法降解罗丹明B(RhB)实验 |
| 4.3.5 光催化芬顿法降解苯酚实验 |
| 4.3.6 光催化芬顿过程中H_2O_2浓度检测 |
| 4.3.7 自由基清除实验 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 催化剂形貌结构分析 |
| 4.4.2 CDs@Fe_2O_3 合成机理 |
| 4.4.3 催化剂光响应性能分析 |
| 4.4.4 催化剂光催化还原Cr(Ⅵ)性能评价 |
| 4.4.5 催化剂光芬顿降解有机物性能 |
| 4.5 光芬顿降解有机物机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）基于过渡金属氧化物为基础的类芬顿体系对难降解污染物的去除（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外相关研究状况 |
| 1.2.1 非均相类芬顿体系研究现状 |
| 1.2.2 过渡金属氧化物催化剂的研究现状 |
| 1.3 研究的目的和意义 |
| 第二章 典型铁矿石对不同形态砷的吸附富集特性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 铁氧化物的制备 |
| 2.2.2 化学试剂 |
| 2.2.3 ROX、AsO_3~(3-)和AsO_4~(3-)的吸附实验 |
| 2.2.4 测试方法及仪器 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 三种典型铁氧化物的形态和结构特征 |
| 2.3.2 吸附热力学 |
| 2.3.3 吸附动力学 |
| 2.3.4 铁氧化物对ROX的吸附实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于铁氧化物为基础的类Fenton体系对有机砷的协同去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验原料及试剂 |
| 3.2.2 ROX降解实验 |
| 3.2.3 测试方法及仪器 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 铁基类Fenton体系对ROX的降解实验 |
| 3.3.2 H_2O_2浓度、pH值和初始ROX浓度对ROX降解的影响 |
| 3.3.3 腐殖酸对ROX降解的影响 |
| 3.3.4 常见阴离子对ROX降解的影响 |
| 3.3.5 常见阳离子对ROX降解的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于缺陷TiO_(2-x)促进硫酸根自由基的生成去除有机污染物 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 催化剂的制备 |
| 4.2.2 TiO_(2-x)/PDS体系对RhB和BPA的降解实验 |
| 4.2.3 测试方法及仪器 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 TiO_(2-x)/PDS催化体系对典型偶氮染料的降解 |
| 4.3.2 TiO_(2-x)/PDS体系对典型芳香族污染物的降解 |
| 4.3.3 主要活性自由基的鉴定 |
| 4.3.4 TiO_(2-x)/PDS类Fenton催化剂具有降低的水基质效应 |
| 4.3.5 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 |
四、无机金属离子在纳米二氧化钛表面单层分散结合态的研究（论文参考文献）
- [1]纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制[D]. 王腾. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [2]纳米二氧化硅基钝化剂的制备及其对土壤重金属的钝化性能研究[D]. 曹朋乐. 河南大学, 2020(03)
- [3]镁法脱硫浆液中亚硫酸盐催化氧化与重金属协同控制[D]. 齐铁月. 华北电力大学(北京), 2020
- [4]土壤修复纳米材料对蚯蚓的生理生化影响及机理研究[D]. 刘雅心. 山东师范大学, 2020(08)
- [5]新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究[D]. 徐方男. 浙江大学, 2020(07)
- [6]纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究[D]. 李章涛. 浙江大学, 2020
- [7]生物炭纳米颗粒协同土壤中典型污染物的迁移行为[D]. 陈明. 上海交通大学, 2019(06)
- [8]TiO2表面缺陷对PEO/TiO2电双稳器件电导转变机制的影响[D]. 陆家皓. 北京交通大学, 2019(01)
- [9]碳点-表面氧空位调控构筑高效光催化剂及光催化机理研究[D]. 李亚茹. 天津大学, 2019
- [10]基于过渡金属氧化物为基础的类芬顿体系对难降解污染物的去除[D]. 黄乃辉. 合肥工业大学, 2019(01)