一、水合氧化铁去除Cu~(2+)的实验研究（论文文献综述）
殷若愚[1]（2021）在《金属负载型树脂的制备及其氨配体解络合过程中金属离子稳定性研究》文中进行了进一步梳理离子交换与吸附法具有对氨氮的选择性、吸附剂可以再生重复利用、工艺简单等优点,但盐分环境对离子交换吸附剂的性能影响非常大。配体交换吸附法是利用过渡金属离子形成配合物的能力,通过将过渡金属负载于某种吸附剂载体上,然后利用目标污染物与过渡金属的特殊络合作用使目标污染物吸附于吸附剂上,能够选择性吸附高含盐废水中的氨氮。利用配体交换吸附法处理高含盐氨氮废水,在氨配体解络合过程中,解吸剂可能会破坏载体与过渡金属间的稳定性,使被负载的金属从载体上脱落,不仅造成金属污染,还使吸附剂的分离性能降低,因此探究负载金属稳定性以及金属利用率对循环处理高含盐废水至关重要。本研究对载体树脂及负载金属进行筛选,并对树脂负载金属进行改性,通过改变负载金属在树脂上的存在形态,提高配体交换吸附剂吸附性能及稳定性,从而解决配体交换吸附剂在解络合过程中负载金属脱落的问题。研究结果表明:（1）通过考察金属离子类型、金属离子浓度、负载时间等因素,选择了Cu-D751、Cu+Ni-D751、Cu+Zn-D751三种金属负载型树脂。当溶液初始p H值为11,树脂投加量6 g/L,氨氮初始浓度100 mg/L,NaCl浓度4 g/L时,三种金属负载型树脂处理氨氮的吸附量分别为:5.73mg/g、5.47mg/g、5.39mg/g。使用1mol/L NaCl溶液作为解吸剂,Cu-D751三次解吸Cu2+脱落量分别为:0.09%、0.09%、0.08%;Cu+Ni-D751解吸过程中Ni2+三次解吸脱落量都大于1%;Cu+Zn-D751一次吸附过程中Zn2+脱落较多,达0.64%,一次解吸Zn2+脱落量高达4.08%,Cu2+脱落量为0.06%,稳定性较差。（2）基于解吸过程金属脱落的问题,对上述三种金属负载型树脂进行改性处理,得到Cu-D751-NaOH、Cu+Ni-D751-NaOH与Cu+Zn-D751-NaOH。当溶液初始p H为11,树脂投加量6 g/L,氨氮初始浓度100 mg/L,NaCl浓度4 g/L,反应时间2.5 h,三种改性金属负载型树脂的氨氮吸附量分别为6.58、10.53、9.04mg/g。使用1mol/L NaCl溶液作为解吸剂,对三种金属负载型树脂进行三次解吸再生实验,发现解吸过程中Cu-D751-NaOH中Cu2+脱落量始终小于Cu-D751,表明NaOH改性能够提高D751树脂负载Cu2+的稳定性;对于Cu+Ni-D751-NaOH,Cu2+脱落情况始终较低,但Ni2+在吸附解吸过程中脱落较多,稳定性较差,可能原因是Ni2+与树脂功能基团结合稳定系数较低;对于Cu+Zn-D751-NaOH,NaOH改性能够显着提高Cu2+与Zn2+的稳定性。FT-IR、XPS分析可知,改性金属负载型树脂上负载金属主要以金属氢氧化物形态配位吸附氨氮。（3）机理研究表明,在金属负载量较高的情况下,OH-是提高吸附剂吸附氨氮性能的关键因素,改性金属负载型树脂在处理氨氮过程中能够补充一定量的OH-,有利于NH4+更多的转化为NH3（aq）,提高树脂对氨氮的配位吸附性能;高浓度NaCl适合作为解吸剂。材料表征结果可知,金属负载型树脂改性后负载金属由聚结变分散,有利于负载金属与氨氮的结合,提高金属利用率。Freundlich等温模型能够更好描述改性金属负载型树脂对高含盐氨氮废水的吸附平衡,反应过程符合准二级动力学模型,其相关系数均超过0.98,且三种树脂的计算平衡吸附量qe与实验值最为接近。（4）实际废水处理结果表明,Cu-D751-NaOH、Cu+Ni-D751-NaOH与Cu+Zn-D751-NaOH的吸附性能较好,一次吸附量分别达到7.53、11.43、11.24mg/g,且对实际高含盐氨氮废水的吸附性能较稳定。
刘珊,廖磊,蒋翠婷,李炫妮,曹磊,赵春朋[2]（2021）在《铝污泥负载水合氧化铁-壳聚糖吸附水中Ni（Ⅱ）的研究》文中研究指明采用铁盐和壳聚糖（CS）对铝污泥（AlS）进行改性,制得了铝污泥负载水合氧化铁-壳聚糖复合吸附剂（AlS-HFO-CS）,用该吸附剂对Ni（Ⅱ）进行吸附实验,研究了溶液pH值、温度、吸附时间以及竞争离子对吸附过程的影响。利用XRD、FTIR和SEM技术表征了吸附剂的形貌并探讨AIS-HFO-CS对Ni（Ⅱ）的吸附机理。结果表明:水合氧化铁和壳聚糖能成功负载在铝污泥上; Ni（Ⅱ）的吸附量随溶液pH的增大而增大,不考虑沉淀作用,最优吸附pH为5～6,吸附平衡时间为4 h; Freundlich、Langmuir模型对AlS-HFO-CS吸附Ni（Ⅱ）的拟合效果相近,说明对Ni（Ⅱ）的吸附可能同时涉及多层物理吸附和单层化学吸附;吸附过程更符合拟一级动力学模型,颗粒内扩散模型拟合结果显示内扩散和边界层扩散共同控制吸附速率;整个吸附过程是吸热且自发进行的,并且存在着竞争性,吸附剂对Ni（Ⅱ）的吸附易受Cr（Ⅵ）和Cu（Ⅱ）的影响。
宋尧[3]（2021）在《超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究》文中研究指明随着我国工业化的快速发展,水体中重金属污染问题已引起人们的广泛关注。重金属Cr（Ⅵ）具有高毒性、易累积和难降解的特点,对人类身体健康和生态安全造成了严重的威胁。目前,离子交换吸附法是处理含Cr（Ⅵ）废水最为经济有效的技术方法,其关键因素是离子交换过程中的液固传质效果和吸附效率。超重力技术作为一种新型过程强化技术,在强化相间传质和混合过程表现出优异的性能。基于此,将超重力技术应用于D201树脂改性及对重金属Cr（Ⅵ）吸附的液固传质过程。以超重力旋转填料床（RPB）为过程强化设备,系统研究了超重力场中D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附行为及作用机理。利用超重力强化微观混合特性,实现对树脂填料改性制备D201树脂负载纳米金属氧化物复合材料,以提高D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附选择性和吸附能力。从吸附平衡、吸附热力学与吸附动力学角度考察D201树脂改性材料对Cr（Ⅵ）的作用机制,确定吸附过程的速率控制步骤,探究超重力强化离子交换传质过程的内在因素,揭示改性复合材料提高Cr（Ⅵ）吸附效率的根本原因。本论文的主要研究内容及结果如下:（1）以D201树脂为填料,研究了超重力场中D201树脂对重金属Cr（Ⅵ）的吸附特性。研究结果表明,D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附平衡符合Langmuir等温吸附模型,其平衡吸附量是169.56 mg/g,吸附热是3.425 k J/mol,说明该过程为单分子层的吸热反应;D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合拟一级吸附动力学模型,颗粒内扩散是该过程的速率控制步骤。超重力环境下D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附速率常数为0.0547 min-1,是相同实验条件下磁力搅拌器（STR）中吸附速率常数的1.68倍,表明超重力场可有效提高D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附速率。（2）为提高D201树脂的吸附选择性与吸附能力,基于超重力强化微观混合特性,采用超重力-离子交换表面沉积法制备D201树脂负载纳米水合氧化铁复合材料（D201-HFO）。研究结果表明,随着超重力因子和液体流量的增加,D201-HFO的Fe负载量和反应活性呈现先增加后减小的趋势,得到最佳工艺参数为超重力因子72.23、液体流量80 L/h。在该条件下,RPB中制备的D201-HFO复合材料平均粒径大小为10.34 nm,比表面积为17.31m2/g,Fe含量为4.21%。（3）以D201-HFO为填料,Cr（Ⅵ）溶液为离子交换对象,RPB为过程强化手段,研究了超重力场强化D201-HFO对Cr（Ⅵ）的离子交换吸附过程。吸附动力学研究表明,D201-HFO对Cr（Ⅵ）的吸附过程,膜扩散和内扩散占据主导地位。RPB中的膜扩散速率常数为8.554 mg·g-1·min-0.5,是STR中膜扩散速率常数的2.14倍;RPB中的内扩散速率常数为8.958 mg·g-1·min-0.5,是STR中内扩散速率常数的1.15倍,表明超重力可通过强化表面扩散过程,提高D201-HFO对Cr（Ⅵ）的吸附速率。NO3-和SO42-共存离子的存在对D201-HFO去除Cr（Ⅵ）过程表现为抑制作用。相比于D201树脂,D201-HFO具有更高的Cr（Ⅵ）去除率和共存离子抗干扰能力。利用Langmuir模型计算得到D201-HFO对Cr（Ⅵ）的平衡吸附容量为179.14 mg/g。（4）为进一步提高D201-HFO的化学稳定性和吸附能力,以水合氧化锆为第二金属氧化物,D201树脂为载体在RPB中制备负载型铁锆氧化物复合材料（D201-Fe-Zr）,并研究其对重金属Cr（Ⅵ）的吸附性能。研究发现,相同p H条件下,D201-Fe-Zr中Fe的溶出率明显高于Zr的溶出率;当p H>3时,D201-Fe-Zr复合材料中的Zr基本没有溶出。由此可见,锆氧化物的负载可有效提高复合材料的化学稳定性。在适宜条件下,D201-Fe-Zr对Cr（Ⅵ）的平衡吸附容量为193.05 mg/g。XPS分析手段表明铁锆氧化物的负载与Cr（Ⅵ）具有更强的配位络合作用,促进了对Cr（Ⅵ）的吸附。经过5次吸附再生循环,D201-Fe-Zr对Cr（Ⅵ）的去除率依旧保持在90.81%,具有良好的重复使用性。
柏珊珊[4]（2021）在《铁改性稻壳生物炭对水中SMT的吸附效能及作用机制》文中研究表明生物炭是生物质经过热解或不完全燃烧所形成的固体产物,它不仅解决了城市与农业废弃物再利用的问题,同时依靠其形成的特殊结构,可通过吸附、分配等作用固定或去除环境有机污染物。但是,传统生物炭吸附容量有限,而且其对水中污染物吸附的构-效关系和作用机制仍不清晰。因此,本研究探索了两种易于从水溶液中分离的稻壳生物炭复合材料（BC-MP——生物炭-菌丝复合球和MBC——铁改性生物炭）,通过结构表征和吸附性能对比,筛选出吸附容量最佳的铁改性生物炭开展其对水中磺胺二甲基嘧啶（SMT）的吸附构-效关系研究和作用机制研究。探索了BC-MP和MBC的结构特征和吸附性能。阐明了BC-MP中生物炭（BC）和菌丝（MP）的耦合机制为表面吸附、静电作用和胞外聚合物与生物炭之间的氢键作用。与纯菌丝球相比,BC-MP结构致密程度增加,提高了稳定性;比表面积增大,增加了吸附活性位点。MBC中铁的存在形态为磁铁矿。经磁铁矿修饰后,复合材料的比表面积减小,极性、孔体积有所增加,材料表面有Fe-O键的生成。MBC吸附SMT的表观平衡时间（120 h）低于BC-MP（144 h）,MBC对SMT的表观吸附量（0.083 mmol/L）是BC-MP（0.013 mmol/L）的6.15倍。MBC的高孔容和复杂的结构、组分变化使其更具有应用潜力。揭示了不同形成条件（r——铁/碳质量比;T——热解温度）的磁铁矿改性生物炭（MBCr-T,当r=0时,为BCT）的结构演变特征。对于原始BC,热解温度的升高（350℃～700℃）促进了有机碳相由无定形碳向芳香碳转变,表面极性降低,比表面积和孔体积增大,表面缺陷程度增加。对于MBC,当r为0.1～0.5时,铁颗粒呈分散性,但当r进一步增加时,铁颗粒团聚堵塞生物炭基体的孔隙。不考虑热解温度的情况下,MBC的极性、孔体积与BC相比均有所增加。MBC中Fe-O结构的出现不仅导致了生物炭表面Fe-OC的络合作用或铁氧化物的生成,而且也导致生物炭中无机和有机结构交替生成,并加速了铁氧化物或芳香层上的水合化或羟基化。在中低温（350℃和500℃）下,适当的铁负载有助于碳结构的缩合;而在高温（700℃）下,磁铁矿的包覆促进生物炭表面更多缺陷结构的形成。解析了MBC与SMT之间的吸附构-效关系。对于原始BC,BC500由于其湍流态的碳层结构有利于有机物的吸附,表观吸附量为0.028 mmol/g;而对于MBC,MBC0.5-700由于其结构缺陷程度最高而对有机物具有更高的吸附能力,表观吸附量为0.083 mmol/g。两室动力学模型能更好拟合SMT在MBCr-T上的吸附,并且可以区分复合材料中不同组分的贡献,对于BC,快速吸附容易发生在无定形碳组分中,慢速吸附容易发生在缩合碳组分中;对于MBC,磁铁矿颗粒增加了生物炭中的快速吸附组分,从而提高SMT的快吸附动力学速率。MBC对SMT的吸附包括了SMT在水溶液中的存在形态主导的“形态吸附模型”部分和表面形成的π键辅助氢键主导的“偏离形态吸附模型”部分。与原始BC相比,磁铁矿涂层不仅为生物炭引入了更多水合氧化物来作为氢键位点,而且提高了π键极性。BC表面的持久性自由基（PFRs）或MBC表面上的活性铁氧化物对SMT产生部分降解作用,但没有引起对SMT吸附量的高估。Dubinin-Ashtakhov模型能较好地表述MBC对SMT的吸附等温线。铁氧化物和碳基质的表面水合化作用,会导致MBC的吸附亲和力高于BC,而MBC的异质性增加,也会导致其对SMT的吸附能力的增强,其中,MBC0.5-700的饱和吸附量预测值最高,为0.3207 mmol/g。阐明了MBC对SMT的吸附作用机制。BC和MBC位点能量分布曲线在中温条件（500℃）下呈单峰分布,而在低温（350℃）或高温（700℃）条件下呈双峰分布,而且,BC和MBC在高能量区存在显着的峰值差异,MBC0.5-700具有最高的峰位能量、最高的平均位点能量和异质性,进一步验证了MBC0.5-700的最佳吸附效能。铁改性生物炭的吸附容量与平均位点能量和孔体积呈正相关关系,而且平均位点能量随吸附剂含氧量的升高而增加,π-π相互作用和孔隙填充是铁改性生物炭吸附SMT的重要机制。四种磺胺类抗生素的不同分子性质导致其在MBC0.5-700上的能量分布在高能量区和低能量区均存在明显差异。四种磺胺类抗生素的平均位点能量与分子尺寸和溶解度呈负相关,表明孔隙填充、π-π相互作用和H键是导致不同SAs吸附差异的主要机制。
殷若愚,陈云嫩,何彩庆,刘晨[5]（2021）在《配体交换吸附法在水处理中的研究进展》文中研究说明基于高分子材料为载体负载过渡金属以获得配体交换吸附剂,并用于实现对水体中目标污染物的选择性吸附,综述了配体交换的吸附机理及解吸再生机理,对载体材料与负载金属的选择及应用研究进行了介绍,并对配体交换吸附技术目前存在的不足及未来研究方向进行了剖析,为配体交换吸附技术的深入发展与应用提供参考。
蔡维炯[6]（2020）在《涂铁砂吸附去除重金属及实际应用有效性研究》文中认为随着我国社会经济发展,部分城镇饮用水源水质出现各种污染,其中重金属微污染成为了水源保护领域亟待解决的问题。与此同时,我国城市供水行业普遍面临饮用水水质标准提高所带来的挑战,现有常规水处理工艺也难以符合现实要求。考虑到常规工艺滤池承担了对绝大多数污染物的截留去除,对滤料改性以强化过滤去除水中重金属污染物具备广阔的应用前景。论文采用硝酸铁对石英砂表面进行改性。通过扫描电子显微镜的观测,比表面积的测定及X射线衍射的鉴定,对改性前后石英砂的表面特征进行了分析。表征结果表明,涂铁砂的比表面积明显增大,是原砂的5.07倍。改性后石英砂的粗糙度增大,表面主要成分为赤铁矿和针铁矿。以含Mn（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的废水为处理对象,考察涂铁砂投加量、溶液p H值对吸附重金属的影响,采用吸附等温线和吸附动力学实验分析吸附过程。结果表明,涂铁砂对四种重金属的去除率随着投加量和p H值的增大而提高,涂铁石英砂吸附重金属能较好的拟合Langmuir等温吸附方程和准二级动力学模型,对Mn（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的饱和吸附量分别为0.197mg/g、0.448mg/g、2.403mg/g,展现了涂铁砂在处理重金属方面的高效性能。制备富里酸-涂铁砂复合体,考察复合体对重金属的吸附,发现复合体对重金属离子的吸附能较好的拟合Langmuir模式和准二级动力学模型。与涂铁砂对比,复合体对Pb（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的饱和吸附量分别提升了25.4%、14.3%,而对Mn（Ⅱ）的饱和吸附量则减少了15.2%,这可能是金属-富里酸络合物条件稳定常数的不同造成的。通过红外光谱表征,复合体吸附重金属后,表面羧基和羟基的峰呈现出不同程度的降低,说明重金属与复合体表面的羧基和羟基发生络合反应。研究采取不同滤速进行动态实验。随着滤速的增大,石英砂与涂铁砂滤柱的过滤周期均有所降低。在同一滤速前提下,涂铁砂滤柱的过滤周期大于砂滤柱,水头损失增长小于砂滤柱。在对浊度和有机物去除方面,同一滤速和过滤时间下,涂铁砂过滤效果优于石英砂。在对重金属的去除研究中发现,涂铁砂滤柱的过滤效果明显好过砂滤柱,过滤周期也更长。在24小时的工作时间内,涂铁砂对Mn（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的平均去除率为69.7%、93.9%、96.8%,高于石英砂的20.0%、58.1%、30.7%。对两滤柱进行清水反冲洗,滤柱对悬浮物的去除基本可以恢复,但对重金属和有机物的去除的恢复效果不够理想,其中涂铁砂滤柱恢复情况优于石英砂。
程洁[7]（2020）在《锰基催化剂臭氧催化氧化降解水中PPCPs的效能研究》文中进行了进一步梳理药物及个人护理品（PPCPs）是一类新型污染物,被广泛应用于人类和兽类药物、农业及水产养殖业,主要包括抗生素、雌激素、人工合成麝香、杀菌消毒剂及清洁剂和消炎镇痛药等。大多数PPCPs具有结构复杂、半衰期短、极性强、难挥发、难降解等特点。常规水处理工艺出水中PPCPs的浓度范围一般介于ng/L-μg/L,但对环境具有长期性、潜在性和灾难性的影响。因此,有必要采用非均相臭氧催化氧化技术对其进行深度处理,从而保障出水水质安全。本文首先采用共沉淀法、水热法和溶胶凝胶法制备一系列的CuMn2O4催化剂,以二苯甲酮-3的降解性能作为指标,探讨了不同焙烧温度和Cu/Mn摩尔比对催化剂催化性能的影响。其次,通过多种表面分析技术对催化剂的物相组成、微观形貌和比表面积进行分析。结果表明以共沉淀法制备、Cu/Mn摩尔比为3:4和焙烧温度为750℃时,CuMn2O4催化剂的催化活性最佳。此时,催化反应第一阶段去除二苯甲酮-3的表观反应速率常数是单独臭氧氧化反应的5.15倍。最后,通过考察叔丁醇和碳酸氢钠这两种自由基抑制剂对CuMn2O4臭氧催化氧化过程的影响,间接验证了CuMn2O4臭氧催化氧化降解二苯甲酮-3的反应遵循羟基自由基反应机理。为了深入探究臭氧催化氧化体系中羟基自由基的产率及其降解PPCPs的反应机制,进一步开展了MnO2-Co3O4臭氧催化氧化降解市政污水处理厂二级出水中8种PPCPs的研究。与单独臭氧氧化工艺相比,MnO2-Co3O4臭氧催化氧化工艺将去除PPCPs的表观反应速率常数提高了1.29-8.76倍。随着[O3]/[DOC]比值的提高,8种PPCPs的去除效果均有所提升。MnO2-Co3O4催化剂能增加臭氧的溶解度,催化反应中臭氧暴露量和羟基自由基暴露量均高于单独臭氧氧化体系,其Rct值是单独臭氧氧化工艺的2.07-14.25倍。利用化学动力学模型可以预测PPCPs的去除率。臭氧氧化和羟基自由基氧化贡献的计算结果表明,羟基自由基的氧化反应是苯并三唑（BTA）和对氯苯甲酸（p-CBA）的主要降解途径。定量构效关系证实了含给电子基团的PPCPs更易被氧化去除。
刘丹荣[8]（2020）在《CS/HFO及CS/MnFe2O4凝胶球对垃圾渗滤液中Cr（Ⅵ）和Ni（Ⅱ）的吸附研究》文中认为垃圾渗滤液中存在大量重金属离子,由于重金属污染严重,目前已成为国内外关注的热点问题之一。吸附法作为一种简单有效的方法被广泛运用于水处理中。本文将金属氧化物通过包埋的方式负载于壳聚糖上,并对其进行性能优化,制得CS/HFO和CS/Mn Fe2O4凝胶球,系统研究了其对单组分体系、二元金属体系以及垃圾渗滤液中Cr（VI）和Ni（II）的吸附特性,包括p H、反应时间、重金属初始浓度、温度、投加剂量、竞争物质等的影响,对比了两种吸附材料对于不同重金属的工作性能。同时对垃圾渗滤液进行循环利用以及静态、动态吸附研究,对吸附前后的材料进行FTIR、XRD、SEM及EDS表征分析,探讨了不同吸附剂对重金属的吸附机理。最终得出如下结论:（1）CS/HFO及CS/Mn Fe2O4的制备及表征:对CS成球效果进行研究,确定CS成球的最佳浓度为0.04g/m L,醋酸的体积分数为0.50%,HFO及Mn Fe2O4的最佳投加量分别为1.2g和1.0g。对两种吸附材料进行FTIR、XRD、SEM及EDS表征分析,结果表明,HFO、Mn Fe2O4被成功负载于CS载体内且改性后的材料均呈现无定形结构,其内部存在孔道,CS/HFO的微观形貌呈薄片状,CS/Mn Fe2O4则为紧凑的针状晶体。（2）在单组分体系中,随着CS/HFO和CS/Mn Fe2O4投加量的增加,Cr（VI）和Ni（II）的去除率持续上升且两者的最佳吸附p H分别为3和5.5。对动力学进行研究可知,拟二级动力学模型能更好的描述CS/HFO和CS/Mn Fe2O4对Cr（VI）和Ni（II）的吸附过程。吸附等温线结果表明,CS/HFO、CS/Mn Fe2O4对Cr（VI）的吸附过程分别符合Freundlich模型和Langmuir模型,对Ni（II）的吸附过程分别符合Langmuir模型和Freundlich模型。两种材料对Cr（VI）的吸附均为自发、放热、熵减的过程,对Ni（II）的吸附过程均为自发、吸热、熵增过程。（3）在二元体系中,Cr（VI）和Ni（II）的最佳p H分别为3和5.5,且存在明显的协同吸附效应。CS/HFO和CS/Mn Fe2O4对二元金属体系中Cr（VI）、Ni（II）的吸附在210min时达到平衡状态。增加Cr（VI）或Ni（II）的初始浓度,其平衡吸附量均得到显着提升,增加吸附剂投加量,其去除率也随之增加。根据竞争性实验可知,相同电性离子间能产生抑制作用,不同电性离子间能产生促进效应。（4）不同p H条件下CS/HFO和CS/Mn Fe2O4对垃圾渗滤液中Cr（VI）和Ni（II）的吸附能力各异,其中对体系p H由小到大的调节更有利于其吸附。通过研究垃圾渗滤液的静态吸附实验发现,两种吸附剂对Cr（VI）、Ni（II）的吸附效果均低于二元体系,其中对Cr（VI）的吸附能力优于单一体系,对Ni（II）的吸附量则低于单一体系。对吸附渗滤液之后的CS/HFO和CS/Mn Fe2O4凝胶球进行再生循环与利用研究,经过6次循环实验仍能保持较好的吸附效果。从动态吸附实验可以看出,CS/HFO对于Cr（VI）、CS/Mn Fe2O4对于Ni（II）均有较长的有效吸附时间。（5）溶液中Cr（VI）和Ni（II）的吸附过程主要涉及静电吸引、螯合、离子交换作用等,在阴阳离子共存的体系中,Cr（VI）和Ni（II）存在明显的协同吸附效应,相同电性的离子也存在明显的抑制效应,其选择吸附性主要与水化学性质、电负性以及离子交换能力有关。CS/HFO和CS/Mn Fe2O4对于溶液中Cr（VI）、Ni（II）的吸附能力存在一定差异,其中CS/HFO对金属阴离子Cr（VI）的选择性更高,CS/Mn Fe2O4对于Ni（II）的选择性更强。
丁素云[9]（2020）在《树脂负载水合氧化铁催化臭氧氧化水中磺胺甲恶唑及诺氟沙星的研究》文中研究指明近年来,由于人们滥用抗生素造成的环境污染尤其水污染问题层出不穷,随着检测技术水平的不断提高,世界各国相继在地表水、地下水甚至是饮用水中检测出低浓度抗生素以及相应的抗性基因,超级耐药菌的出现更是提醒人们,长此以往,人类可能会回归于无抗生素可用的时代。因此,开发水环境中抗生素的高效去除方法显得尤为重要。本研究采用离子交换—原位沉淀法制备树脂负载水合氧化铁（Hydrated Ferrous Oxide,HFO）催化剂（HFO/D201）,以水环境中检出率较高的磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）及诺氟沙星（Norfloxacin,NOR）两种抗生素为对象,进行催化臭氧氧化降解实验,分别考察各相关因素对降解反应的影响并探究反应机理。（1）以D201阴离子树脂为载体,采用离子交换-原位沉淀法负载水合氧化铁（HFO）,制备高分子复合催化剂HFO/D201。利用扫描电子显微镜、能谱分析仪、X-射线衍射仪及傅里叶红外光谱仪对其物理化学性质进行了表征,结果表明,水合氧化铁已成功负载于树脂上,呈分散型细小颗粒状,为无定形态,铁负载量为6.11%。（2）采用HFO/D201对SMX进行催化臭氧氧化实验研究,考察了催化剂投加量、臭氧剂量、p H、抗生素初始浓度、流速及温度等实验条件对其去除效果的影响。结果显示,增加催化剂或臭氧的投加量和降低溶液初始浓度或流速均可提高SMX的去除率。当HFO/D201投加量为0.8 g/L,臭氧剂量为1.58 mg/L,SMX初始浓度为10 mg/L,流速为4 m L/min,温度为25℃,不调节溶液p H时,SMX的去除率可达92.03%,较臭氧氧化体系提高了58.35%,且催化臭氧氧化体系COD去除率为臭氧氧化体系的3.23倍。根据对苯醌及磷酸盐的投加实验结果推测,催化臭氧氧化SMX的反应过程主要集中在催化剂的表面,HFO/D201可以促进臭氧分解生成超氧自由基。催化剂重复使用三次后催化效果有所下降,但仍具有较好的催化活性。臭氧氧化及催化臭氧氧化SMX的相关反应过程均符合一级反应动力学方程,改变相关实验条件均会影响反应速率,同样条件下,催化臭氧氧化体系的反应速率明显高于臭氧氧化体系,表明HFO/D201的加入可以促进氧化反应快速进行。采用液相色谱-质谱联用的方法分析出催化臭氧氧化SMX的19种中间产物,并据此推断出SMX的9条主要降解路径。（3）采用HFO/D201对NOR进行催化臭氧氧化降解研究,考察了催化剂投加量、臭氧剂量、p H、抗生素初始浓度、流速及温度等实验条件对NOR去除率的影响。结果表明,增大催化剂及臭氧投加量、减小溶液初始浓度及流速均可提升NOR的去除率,在HFO/D201投加量为0.8 g/L,臭氧剂量为2.77 mg/L,溶液初始浓度为10 mg/L,流速为4 m L/min,温度为25℃,不调节溶液p H的条件下,NOR的去除率可达80.40%,反应过程遵循羟基自由基氧化原则。催化剂重复使用三次后催化效果有所下降,但仍具有一定的催化活性。动力学分析结果显示,臭氧氧化及催化臭氧氧化NOR的相关反应过程均符合一级反应动力学方程。
赵冰冰[10]（2020）在《壳聚糖负载金属凝胶球的制备及其吸附磷酸根的研究》文中研究表明当前社会环境水体中的磷污染情况愈发严重,水体富营养化不仅会对人体产生极大危害,还会破坏水体环境的生态多样性,因此研发高效率的除磷剂刻不容缓。吸附法除磷具有操作简单、效率高,容易回收利用等优点,成为大多研究学者关注的热点。壳聚糖是自然界广泛存在的大分子材料,多存在于动物,虾蟹外壳中。近年来以壳聚糖为载体,金属化合物为吸附位点的吸附剂的研究越来越多。本文通过溶胶-滴定-冷冻干燥法制备了三种吸附材料:匀相法Y-CS-Fe、匀相法Y-CS-Cu、浸渍法J-CS-Cu。研究了三种材料对磷酸根的静态吸附过程,包括吸附动力学、吸附等温线、p H影响吸附量等。对三种材料进行了结构表征,包括扫描电子显微镜（SEM-EDS）,X射线衍射仪（XRD）,傅立叶变换红外光谱,X射线光电子能谱（XPS）等。最后探讨了三种凝胶球对磷酸根的吸附机理。以上研究为壳聚糖-金属型复合吸附剂去除水体中磷酸盐提供科学依据。主要结论如下:（1）材料表征结果表明:三种吸附剂所负载的金属在壳聚糖内部均发生了化学变化。匀相法Y-CS-Fe凝胶球中Fe3+以无定形态水合氧化铁（HFO）形式存在,HFO的分布较为均匀,经真空冷冻干燥凝胶球内部形成蜂窝状孔道。匀相法Y-CS-Cu凝胶球中Cu2+形成Cu（OH）2和CuO沉淀,凝胶球内部呈现片层状孔隙结构。浸渍法J-CS-Cu凝胶球中仅形成了金属配合物,不存在氢氧化物沉淀,内部仍然形成片层状结构。（2）静态吸附磷酸根结果表明:三种吸附剂中J-CS-Cu凝胶球对磷酸根的吸附能力最强,Y-CS-Cu凝胶球次之,Y-CS-Fe凝胶球最弱。p H对吸附的影响结果证明:J-CS-Cu在p H=3-10范围内均有稳定吸附效果,而Y-CS-Cu和Y-CS-Fe仅在酸性条件下有明显吸附效果。吸附动力学研究得出:J-CS-Cu、Y-CS-Cu、Y-CS-Fe凝胶球的吸附平衡时间分别为10 h、20 h、50 min。吸附等温线研究结果表明:Langmuir模型可以更好地描述Y-CS-Cu和Y-CS-Fe凝胶球对磷酸盐的吸附过程,证明吸附过程为单层吸附且固体表面均匀,吸附分子间无相互作用,拟合最大吸附量分别为20.39 mg/g和23.97 mg/g。J-CS-Cu凝胶球的最大吸附量为42.2 mg/g。（3）吸附机理探究表明:三种吸附剂对磷酸根的吸附过程均为静电吸附和离子交换共同作用的结果。即带正电的材料与磷酸根的静电作用和金属配合物中的-OH配体与磷酸根的离子交换作用。通过对比Y-CS-Cu和Y-CS-Fe凝胶球、Y-CS-Cu和J-CS-Cu凝胶球的形貌结构特征和吸附性能,可知,负载金属种类和方式的不同均可造成凝胶球结构以及金属结合方式的差异,进而影响相应吸附效果。
二、水合氧化铁去除Cu~(2+)的实验研究（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、水合氧化铁去除Cu~(2+)的实验研究（论文提纲范文）
（1）金属负载型树脂的制备及其氨配体解络合过程中金属离子稳定性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高含盐氨氮废水的来源及其处理技术研究现状 |
| 1.2 配体交换吸附法机理 |
| 1.3 配体交换吸附剂材料 |
| 1.3.1 载体种类 |
| 1.3.2 负载金属 |
| 1.4 过渡金属离子稳定性研究 |
| 1.5 课题来源、研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题研究目的及意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 实验方法及内容 |
| 2.1 实验试剂、仪器与设备 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 树脂结构与性能 |
| 2.1.3 模拟高含盐氨氮废水的配制 |
| 2.2 树脂的预处理及金属负载型树脂的制备 |
| 2.2.1 树脂的预处理 |
| 2.2.2 金属负载型树脂的制备及选择 |
| 2.3 模拟高含盐氨氮水的吸附实验研究及树脂的再生利用 |
| 2.4 金属负载型树脂的改性 |
| 2.5 改性金属负载型树脂对高含盐氨氮水的性能研究 |
| 2.6 实验分析方法及表征 |
| 2.6.1 分析方法 |
| 2.6.2 表征方法 |
| 第三章 金属负载型树脂对氨氮的吸附及其解吸研究 |
| 3.1 负载金属离子浓度对树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 3.2 金属离子负载时间对树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 3.3 吸附氨氮性能分析 |
| 3.3.1 溶液pH对金属负载型树脂处理氨氮的影响 |
| 3.3.2 金属负载型树脂投加量对氨氮处理的影响 |
| 3.3.3 不同氨氮初始浓度对金属负载型树脂处理氨氮的影响 |
| 3.3.4 不同反应时间对金属负载型树脂处理氨氮的影响 |
| 3.4 金属负载型树脂吸附氨氮后的解吸 |
| 3.5 金属负载型树脂的表征分析 |
| 3.5.1 SEM |
| 3.5.2 BET |
| 3.5.3 FT-IR |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 NaOH改性金属负载型树脂对氨氮的吸附及其解吸研究 |
| 4.1 NaOH改性浓度对金属负载型树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 4.2 NaOH改性时间对金属负载型树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 4.3 吸附氨氮性能分析 |
| 4.3.1 溶液p H对改性金属负载型树脂处理氨氮的影响 |
| 4.3.2 改性金属负载型树脂投加量对氨氮处理的影响 |
| 4.3.3 不同氨氮初始浓度对改性金属负载型树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 4.3.4 不同反应时间对改性金属负载型树脂处理含盐氨氮废水的影响 |
| 4.4 改性金属负载型树脂吸附氨氮后的解吸 |
| 4.5 改性金属负载型树脂的表征分析 |
| 4.5.1 SEM |
| 4.5.2 BET |
| 4.5.3 FT-IR |
| 4.5.4 XPS |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 改性金属负载型树脂处理高含盐氨氮水的性能研究 |
| 5.1 改性物质对金属负载型树脂性能的作用机制 |
| 5.2 氨配体解络合过程中过渡金属离子稳定性研究 |
| 5.2.1 不同解吸剂对改性金属负载型树脂稳定性的影响 |
| 5.2.2 NaCl浓度对解吸氨氮的影响 |
| 5.2.3 解吸时间对NaCl解吸氨氮的影响 |
| 5.3 吸附热力学和动力学研究 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附热力学 |
| 5.3.3 吸附动力学 |
| 5.4 处理实际高含盐氨氮废水 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）铝污泥负载水合氧化铁-壳聚糖吸附水中Ni（Ⅱ）的研究（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 实验 |
| 1.1 实验材料、试剂及仪器 |
| 1.2 铝污泥负载水合氧化铁-壳聚糖的制备 |
| 1.3 吸附试验 |
| 1.4 表征方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 表征结果分析 |
| 2.1.1 XRD分析 |
| 2.1.2 FTIR分析 |
| 2.1.3 SEM分析 |
| 2.2 化学改性前后吸附性能对比 |
| 2.3 溶液p H值对吸附效果的影响 |
| 2.4 吸附动力学研究 |
| 2.5 吸附等温线研究 |
| 2.6 吸附热力学研究 |
| 2.7 机理分析 |
| 2.8 溶液中竞争离子的影响 |
| 3 结论 |
（3）超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水体中重金属的污染现状 |
| 1.1.2 铬的基本性质、来源及危害 |
| 1.2 含Cr(Ⅵ)废水的处理方法 |
| 1.2.1 膜分离法 |
| 1.2.2 生物处理法 |
| 1.2.3 化学沉淀法 |
| 1.2.4 电解法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 离子交换树脂的发展 |
| 1.3.1 离子交换树脂 |
| 1.3.2 离子交换树脂改性 |
| 1.4 离子交换吸附基础 |
| 1.4.1 离子交换吸附平衡 |
| 1.4.2 离子交换吸附热力学 |
| 1.4.3 离子交换吸附动力学 |
| 1.5 超重力技术概述及其在吸附过程中的应用 |
| 1.5.1 超重力技术的基本简介 |
| 1.5.2 超重力技术在吸附过程中的应用 |
| 1.6 课题的研究意义及内容 |
| 2 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品及试剂 |
| 2.2.2 D201树脂的预处理 |
| 2.2.3 超重力旋转填料床中D201树脂对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 2.2.4 超重力场中D201树脂对Cr(Ⅵ)的重复使用性实验 |
| 2.2.5 表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 超重力工艺参数对重金属Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 2.3.2 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附等温线 |
| 2.3.3 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附热力学研究 |
| 2.3.4 超重力场中D201树脂吸附Cr(Ⅵ)过程的速率控制步骤 |
| 2.3.5 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附动力学研究 |
| 2.3.6 D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的再生重复使用性 |
| 2.3.7 D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)去除的机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 超重力强化D201树脂负载水合氧化铁的制备及除Cr(Ⅵ)性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品及试剂 |
| 3.2.2 超重力场中D201树脂负载水合氧化铁的制备 |
| 3.2.3 D201-HFO复合材料的表征方法 |
| 3.2.4 超重力场中D201-HFO对重金属Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 3.2.5 D201-HFO的再生重复使用性 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 超重力工艺参数对D201-HFO的Fe负载量及其反应活性的影响 |
| 3.3.2 D201-HFO复合材料的表征 |
| 3.3.3 不同反应器中制备的D201-HFO性质对比 |
| 3.3.4 超重力场中D201-HFO对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 3.3.5 吸附等温线研究 |
| 3.3.6 吸附热力学研究 |
| 3.3.7 吸附动力学研究 |
| 3.3.8 D201-HFO复合材料对重金属Cr(Ⅵ)的吸附机理 |
| 3.3.9 D201-HFO复合材料的再生重复使用性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 超重力强化D201树脂负载铁锆氧化物的制备及除Cr(Ⅵ)性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品及试剂 |
| 4.2.2 超重力强化D201-Fe-Zr复合材料的制备 |
| 4.2.3 D201-Fe-Zr复合材料的表征方法 |
| 4.2.4 超重力场中D201-Fe-Zr对重金属Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 4.2.5 D201-Fe-Zr复合材料的化学稳定性 |
| 4.2.6 D201-Fe-Zr复合材料的再生重复使用性 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 D201-Fe-Zr复合材料的表征 |
| 4.3.2 初始pH值对重金属Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.3.3 D201-Fe-Zr复合材料的化学稳定性 |
| 4.3.4 吸附等温线研究 |
| 4.3.5 吸附热力学研究 |
| 4.3.6 吸附动力学研究 |
| 4.3.7 D201-Fe-Zr复合材料对重金属Cr(Ⅵ)的吸附机理 |
| 4.3.8 D201-Fe-Zr复合材料的再生重复使用性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 D201树脂改性、RPB过程强化与吸附性能的关系探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 D201树脂改性复合材料性质的影响 |
| 5.3 D201树脂改性复合材料对吸附性能的影响 |
| 5.4 RPB强化离子交换吸附过程的影响 |
| 5.4.1 流体力化学效应 |
| 5.4.2 RPB强化离子交换吸附过程的流体力化学效应 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）铁改性稻壳生物炭对水中SMT的吸附效能及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的意义 |
| 1.2 磺胺类抗生素污染及治理现状 |
| 1.2.1 磺胺类抗生素污染 |
| 1.2.2 磺胺类抗生素污染的治理方法 |
| 1.3 生物炭的结构特征及其应用研究 |
| 1.3.1 生物炭的结构特征 |
| 1.3.2 生物炭在环境领域的应用 |
| 1.3.3 生物炭对磺胺类抗生素的吸附机制 |
| 1.4 生物炭复合材料 |
| 1.4.1 生物炭-有机体复合材料 |
| 1.4.2 生物炭-无机颗粒复合材料 |
| 1.5 吸附位点能量分布理论 |
| 1.6 课题的研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 生物质来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验方法及检测项目 |
| 2.2.1 生物炭制备 |
| 2.2.2 生物炭-有机体复合材料的制备 |
| 2.2.3 生物炭-无机颗粒复合材料的制备 |
| 2.2.4 生物炭复合材料的结构表征 |
| 2.2.5 生物炭复合材料对磺胺类抗生素的吸附作用研究方法 |
| 第3章 两种生物炭复合材料的结构特征及其对SMT的吸附能力 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 两种生物炭复合材料的结构特征 |
| 3.2.1 生物炭-有机体复合材料的结构特征 |
| 3.2.2 生物炭-无机金属颗粒复合材料的结构特征 |
| 3.3 两种生物炭复合材料对SMT的吸附性能初探 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 磁铁矿改性生物炭的制备、表征及其对SMT的吸附效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同磁铁矿改性生物炭的结构特征 |
| 4.2.1 表面形貌 |
| 4.2.2 比表面积和孔径分析 |
| 4.2.3 元素分析 |
| 4.2.4 表面化学行为 |
| 4.3 SMT在磁铁矿改性生物炭上的吸附动力学 |
| 4.3.1 SMT在磁铁矿改性生物炭上的吸附动力学曲线 |
| 4.3.2 吸附动力学模型 |
| 4.4 磁铁矿改性生物炭吸附SMT的PH依赖性 |
| 4.5 吸附SMT后磁铁矿改性生物炭的表面变化 |
| 4.6 SMT的降解作用对吸附作用的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 磁铁矿改性生物炭对磺胺类抗生素的位点能量分布研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 SMT在不同磁铁矿改性生物炭上的吸附等温线拟合 |
| 5.2.1 SMT在不同磁铁矿改性生物炭上的吸附等温曲线 |
| 5.2.2 SMT在不同磁铁矿改性生物炭上的吸附等温线的拟合 |
| 5.3 基于DA模型的吸附位点能量分布研究 |
| 5.3.1 不同磁铁矿改性生物炭的吸附位点能量分布 |
| 5.3.2 不同磁铁矿改性生物炭的平均位点能量 |
| 5.3.3 不同磁铁矿改性生物炭的吸附位点能量异质性 |
| 5.4 磁铁矿改性生物炭对不同磺胺类抗生素的位点能量分布研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）配体交换吸附法在水处理中的研究进展（论文提纲范文）
| 1 配体交换吸附法机理研究 |
| 1.1 吸附机理 |
| 1.2 解吸再生机理 |
| 2 配体交换吸附材料的选择 |
| 2.1 载体的选择 |
| 2.1.1 树脂 |
| 2.1.2 活性炭 |
| 2.1.3 黏土矿物 |
| 2.1.4 天然高分子 |
| 2.2 负载过渡金属的选择 |
| 2.2.1 过渡金属离子 |
| 2.2.2 过渡金属(氢)氧化物 |
| 3 配体交换吸附法的应用研究 |
| 4 配体交换吸附法的优缺点 |
| 4.1 配体交换吸附法的优点 |
| 4.2 配体交换吸附法的不足与改进 |
| 5 总结与展望 |
（6）涂铁砂吸附去除重金属及实际应用有效性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染概况 |
| 1.2 水体重金属污染 |
| 1.2.1 重金属来源 |
| 1.2.2 水体重金属污染情况 |
| 1.2.3 重金属对人体的危害 |
| 1.3 腐殖质与重金属的化学作用 |
| 1.4 现有重金属去除技术 |
| 1.4.1 化学沉淀法 |
| 1.4.2 离子交换法 |
| 1.4.3 膜分离技术 |
| 1.4.4 混凝沉淀法 |
| 1.4.5 吸附法 |
| 1.5 国内外改性滤料研究进展 |
| 1.6 本课题研究目的、内容及创新点 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第二章 涂铁石英砂的制备及表征 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.2 涂铁滤料的制备 |
| 2.2.1 涂铁滤料表面覆铁量M的测定 |
| 2.2.2 涂铁滤料表面铁氧化物附着强度的测定 |
| 2.3 比表面积的测定 |
| 2.4 扫描电镜分析表面形态 |
| 2.5 X射线衍射分析表面结构 |
| 2.6 等电点pH值的测定 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 涂铁砂吸附重金属实验及分析讨论 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及设备 |
| 3.2.1 实验药品与试剂 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 实验所用溶液配制 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 溶液pH值对吸附效果的影响 |
| 3.3.2 涂铁砂投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3.3 吸附等温线实验 |
| 3.3.4 吸附动力学实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 溶液pH值对吸附的影响 |
| 3.4.2 涂铁砂投加量对吸附的影响 |
| 3.4.3 吸附等温线 |
| 3.4.4 吸附动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 涂铁砂-富里酸复合体与重金属相互作用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验药品与试剂 |
| 4.2.2 实验仪器与设备 |
| 4.2.3 富里酸浓度的测定 |
| 4.2.4 涂铁砂对富里酸吸附实验 |
| 4.2.5 富里酸-涂铁砂复合体的制备 |
| 4.2.6 复合体吸附等温线实验 |
| 4.2.7 复合体吸附动力学实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 涂铁砂对富里酸的吸附 |
| 4.3.2 复合体吸附重金属等温线研究 |
| 4.3.3 复合体吸附重金属动力学研究 |
| 4.3.4 红外光谱分析 |
| 4.3.5 涂铁砂对富里酸-重金属络合物吸附分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 涂铁砂的过滤实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设备 |
| 5.3 去除浊度的研究 |
| 5.3.1 实验原水的制备及去除效果 |
| 5.3.2 滤层水头损失情况 |
| 5.4 去除有机物的研究 |
| 5.4.1 有机物去除实验 |
| 5.4.2 进水浓度对有机物去除效果的影响 |
| 5.5 去除重金属的研究 |
| 5.6 反冲洗性能研究 |
| 5.6.1 对浊度去除效果的恢复 |
| 5.6.2 反冲洗中铁的脱落情况 |
| 5.6.3 对有机物去除效果的恢复 |
| 5.6.4 对重金属去除效果的恢复 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
（7）锰基催化剂臭氧催化氧化降解水中PPCPs的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 臭氧催化氧化技术 |
| 1.2.1 锰基催化剂 |
| 1.2.2 铜基催化剂 |
| 1.2.3 钴基催化剂 |
| 1.3 臭氧催化氧化技术去除PPCPs的应用研究 |
| 1.4 课题的研究目标、意义及研究内容 |
| 1.4.1 研究目标与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置与实验方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 催化剂的制备方法 |
| 2.3.1 CuMn_2O_4催化剂 |
| 2.3.2 MnO_2-Co_3O_4 催化剂 |
| 2.4 催化剂的表征方法 |
| 2.4.1 物相分析 |
| 2.4.2 形貌分析 |
| 2.4.3 比表面积和孔径分析 |
| 2.4.4 颗粒直径分析 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 PPCPs分析 |
| 2.5.2 常规水质分析 |
| 2.5.3 臭氧浓度 |
| 2.5.4 臭氧和羟基自由基暴露量 |
| 2.5.5 羟基自由基产率 |
| 3 CuMn_2O_4臭氧催化氧化降解二苯甲酮-3的性能分析 |
| 3.1 CuMn_2O_4的优化制备 |
| 3.1.1共沉淀法制备CuMn_2O_4 |
| 3.1.2水热法制备CuMn_2O_4 |
| 3.2 CuMn_2O_4的形貌、比表面积及孔径分析 |
| 3.2.1 形貌分析 |
| 3.2.2 比表面积及孔径分析 |
| 3.3 自由基抑制剂的影响 |
| 3.3.1 叔丁醇 |
| 3.3.2 碳酸氢钠 |
| 3.4 反应机理探讨 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 MnO_2-Co_3O_4 臭氧催化氧化去除二级出水中PPCPs的效能研究 |
| 4.1 臭氧催化氧化降解PPCPs性能分析 |
| 4.1.1 单独臭氧氧化工艺对水中PPCPs的降解效能 |
| 4.1.2 臭氧催化氧化工艺对水中PPCPs的降解效能 |
| 4.2 底物溶解性有机碳的影响 |
| 4.3 羟基自由基产率的测定 |
| 4.3.1 臭氧浓度的变化 |
| 4.3.2 羟基自由基的暴露 |
| 4.3.3 羟基自由基产率 |
| 4.4 活性组分的贡献 |
| 4.5 定量构效关系 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 副导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（8）CS/HFO及CS/MnFe2O4凝胶球对垃圾渗滤液中Cr（Ⅵ）和Ni（Ⅱ）的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 重金属研究现状 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液中的重金属 |
| 1.1.3 Cr和Ni的危害 |
| 1.2 重金属废水研究进展 |
| 1.2.1 重金属废水处理方法 |
| 1.2.2 常用重金属吸附材料 |
| 1.3 壳聚糖吸附研究 |
| 1.3.1 壳聚糖简介 |
| 1.3.2 改性壳聚糖及其应用 |
| 1.4 金属基材料吸附研究 |
| 1.4.1 常见金属基吸附材料 |
| 1.4.2 水合氧化铁 |
| 1.4.3 铁锰复合氧化物 |
| 1.5 本课题的研究工作 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究思路 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料制备方法 |
| 2.2.1 材料的选定 |
| 2.2.2 负载方式的确定 |
| 2.2.3 材料制备及优化 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 重金属溶液的配制 |
| 2.3.2 重金属离子的测定方法 |
| 2.3.3 单一重金属吸附实验方法 |
| 2.3.4 二元金属混合吸附实验方法 |
| 2.3.5 垃圾渗滤液吸附实验方法 |
| 2.4 表征方法 |
| 2.4.1 红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.3 扫描电子显微镜(SEM)及X射线能谱分析(EDS) |
| 2.5 吸附计算模型 |
| 2.5.1 基本吸附计算公式 |
| 2.5.2 吸附动力学模型 |
| 2.5.3 吸附等温线模型 |
| 2.5.4 吸附热力学模型 |
| 2.5.5 动态吸附模型 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球的制备与表征 |
| 3.1 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球的制备研究 |
| 3.1.1 CS浓度对成球效果的影响 |
| 3.1.2 醋酸浓度对成球效果的影响 |
| 3.1.3 CS/HFO凝胶球的制备研究 |
| 3.1.4 CS/MnFe_2O_4凝胶球的制备研究 |
| 3.1.5 改性前后吸附性能对比 |
| 3.2 两种改性凝胶球的表征分析 |
| 3.2.1 FTIR结果分析 |
| 3.2.2 XRD结果分析 |
| 3.2.3 SEM及EDS结果分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球对单一重金属的吸附研究 |
| 4.1 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球对Cr(Ⅵ)的吸附研究 |
| 4.1.1 投加量对Cr(Ⅵ)吸附的影响 |
| 4.1.2 pH对Cr(Ⅵ)吸附的影响 |
| 4.1.3 吸附动力学 |
| 4.1.4 吸附等温线 |
| 4.1.5 吸附热力学 |
| 4.2 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球对Ni(Ⅱ)的吸附研究 |
| 4.2.1 投加量对Ni(Ⅱ)吸附的影响 |
| 4.2.2 pH对Ni(Ⅱ)吸附的影响 |
| 4.2.3 吸附动力学 |
| 4.2.4 吸附等温线 |
| 4.2.5 吸附热力学 |
| 4.3 Cr(Ⅵ)吸附机理探究 |
| 4.3.1 FTIR结果分析 |
| 4.3.2 EDS结果分析 |
| 4.3.3 吸附机理分析 |
| 4.4 Ni(Ⅱ)吸附机理探究 |
| 4.4.1 FTIR结果分析 |
| 4.4.2 EDS结果分析 |
| 4.4.3 吸附机理分析 |
| 4.5 两种凝胶球对Cr(Ⅵ)和Ni(Ⅱ)吸附特性总结 |
| 4.5.1 FTIR结果分析 |
| 4.5.2 EDS结果分析 |
| 4.5.3 吸附性能分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 CS/HFO及CS/MnFe_2O_4凝胶球对混合重金属溶液的吸附研究 |
| 5.1 CS/HFO对二元金属混合溶液的吸附研究 |
| 5.1.1 吸附时间的影响 |
| 5.1.2 pH的影响 |
| 5.1.3 初始浓度的影响 |
| 5.1.4 投加量的影响 |
| 5.1.5 竞争物质的影响 |
| 5.2 CS/MnFe_2O_4对二元金属混合溶液的吸附研究 |
| 5.2.1 吸附时间的影响 |
| 5.2.2 pH的影响 |
| 5.2.3 初始浓度的影响 |
| 5.2.4 投加量的影响 |
| 5.2.5 竞争物质的影响 |
| 5.3 垃圾渗滤液吸附实验 |
| 5.3.1 pH的影响 |
| 5.3.2 静态吸附实验 |
| 5.3.3 再生与循环利用 |
| 5.3.4 动态吸附实验 |
| 5.4 吸附机理探讨 |
| 5.4.0 EDS结果分析 |
| 5.4.1 Cr(Ⅵ)和Ni(Ⅱ)的协同吸附效应 |
| 5.4.2 共存阴阳离子的选择吸附机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 主要创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（9）树脂负载水合氧化铁催化臭氧氧化水中磺胺甲恶唑及诺氟沙星的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中抗生素的污染 |
| 1.1.1 抗生素的起源与分类 |
| 1.1.2 水环境中抗生素的来源及污染现状 |
| 1.1.3 水环境中抗生素的危害 |
| 1.2 水环境中抗生素的处理方法 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 物理法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 研究内容、目的及方法 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目的及意义 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 催化剂的制备与表征 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 树脂预处理 |
| 2.2.2 催化剂制备 |
| 2.2.3 催化臭氧氧化降解实验 |
| 2.3 催化剂的筛选 |
| 2.3.1 铁离子浓度的影响 |
| 2.3.2 乙醇投加量的影响 |
| 2.3.3 振荡时间的影响 |
| 2.3.4 碱溶液浓度的影响 |
| 2.3.5 干燥温度的影响 |
| 2.4 催化剂的表征 |
| 2.4.1 扫描电镜-能谱分析 |
| 2.4.2 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.4.3 X-射线衍射分析 |
| 2.5 催化剂零电荷点的测定 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 催化臭氧氧化磺胺甲恶唑 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 臭氧氧化实验 |
| 3.2.1 臭氧投加量对SMX去除率的影响 |
| 3.2.2 初始pH对SMX去除率的影响 |
| 3.2.3 溶液初始浓度对SMX去除率的影响 |
| 3.2.4 流速对SMX去除率的影响 |
| 3.2.5 温度对SMX去除率的影响 |
| 3.3 催化臭氧氧化实验 |
| 3.3.1 不同体系对SMX去除率的影响 |
| 3.3.2 催化剂投加量对SMX去除率的影响 |
| 3.3.3 臭氧投加量对SMX去除率的影响 |
| 3.3.4 初始pH对SMX去除率的影响 |
| 3.3.5 溶液初始浓度对SMX去除率的影响 |
| 3.3.6 流速对SMX去除率的影响 |
| 3.3.7 温度对SMX去除率的影响 |
| 3.3.8 重复性试验 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.5 COD的降解及反应机理初探 |
| 3.5.1 反应过程中pH及COD的变化 |
| 3.5.2 降解机理初探 |
| 3.6 SMX降解途径初探 |
| 3.6.1 中间产物测定 |
| 3.6.2 降解途径初探 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 催化臭氧氧化诺氟沙星 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 臭氧氧化实验 |
| 4.2.1 臭氧投加量对NOR去除率的影响 |
| 4.2.2 初始pH对NOR去除率的影响 |
| 4.2.3 溶液初始浓度对NOR去除率的影响 |
| 4.2.4 流速对NOR去除率的影响 |
| 4.2.5 温度对NOR去除率的影响 |
| 4.3 催化臭氧氧化实验 |
| 4.3.1 不同体系对NOR去除率的影响 |
| 4.3.2 催化剂投加量对NOR去除率的影响 |
| 4.3.3 臭氧投加量对NOR去除率的影响 |
| 4.3.4 初始pH对NOR去除率的影响 |
| 4.3.5 溶液初始浓度对NOR去除率的影响 |
| 4.3.6 流速对NOR去除率的影响 |
| 4.3.7 温度对NOR去除率的影响 |
| 4.3.8 重复性试验 |
| 4.4 动力学分析 |
| 4.5 COD的降解及反应机理初探 |
| 4.5.1 反应过程中pH及COD的变化 |
| 4.5.2 降解机理初探 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（10）壳聚糖负载金属凝胶球的制备及其吸附磷酸根的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 磷属性及来源 |
| 1.1.2 富营养化对生态以及人体的危害 |
| 1.1.3 水体磷污染现状以及污染源 |
| 1.2 除磷研究进展 |
| 1.2.1 除磷方法 |
| 1.2.2 除磷吸附剂 |
| 1.2.3 壳聚糖负载金属型吸附材料 |
| 1.3 真空冷冻干燥技术 |
| 1.4 本文研究工作 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究思路 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 第二章 材料表征及实验方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2 实验方法与表征 |
| 2.2.1 材料表征 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 匀相法壳聚糖载铁 Fe(Ⅲ)凝胶球吸附磷酸根研究 |
| 3.1 匀相法壳聚糖载铁 Fe(Ⅲ)凝胶球(Y-CS-Fe)的制备 |
| 3.2 材料吸附性能优化 |
| 3.3 材料结构表征:扫描电镜能谱以及线扫分析 |
| 3.4 Y-CS-Fe 凝胶球对磷酸盐吸附性能研究 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线和热力学研究 |
| 3.4.3 pH对吸附的影响 |
| 3.4.4 脱附与循环利用 |
| 3.5 吸附机理探究 |
| 3.5.1 XRD图谱分析 |
| 3.5.2 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.5.3 X射线光电子能谱表征 |
| 3.5.4 吸附机理 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 匀相法壳聚糖载铜 Cu(Ⅱ)凝胶球吸附磷酸根研究 |
| 4.1 匀相法壳聚糖载铜 Cu(Ⅱ)凝胶球的制备 |
| 4.2 材料吸附性能优化 |
| 4.3 材料结构表征:扫描电镜能谱分析 |
| 4.4 Y-CS-Cu 凝胶球对磷酸盐吸附性能研究 |
| 4.4.1 吸附动力学 |
| 4.4.2 吸附等温线 |
| 4.4.3 pH对吸附的影响 |
| 4.5 吸附机理探究 |
| 4.5.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.5.2 XRD图谱分析 |
| 4.5.3 X射线光电子能谱表征 |
| 4.5.4 吸附机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 浸渍法壳聚糖载铜 Cu(Ⅱ)凝胶球吸附磷酸根研究 |
| 5.1 浸渍法壳聚糖载铜 Cu(Ⅱ)凝胶球的制备 |
| 5.2 CS凝胶球载铜性能研究 |
| 5.2.1 CS凝胶球载铜动力学 |
| 5.2.2 CS凝胶球载铜性能优化 |
| 5.3 材料结构表征:扫描电镜能谱分析 |
| 5.4 J-CS-Cu 凝胶球对磷酸盐吸附性能研究 |
| 5.4.1 吸附磷酸根动力学 |
| 5.4.2 磷酸根初始浓度对吸附的影响 |
| 5.4.3 pH对吸附的影响 |
| 5.4.4 共存阴离子对吸附的影响 |
| 5.5 吸附机理探究 |
| 5.5.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 5.5.2 XRD图谱分析 |
| 5.5.3 X 射线光电子能谱(XPS)表征 |
| 5.5.4 吸附机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 Y-CS-Fe、Y-CS-Cu、J-CS-Cu三种凝胶球对比分析 |
| 6.1 制备方法以及粘度变化 |
| 6.2 材料形貌对比 |
| 6.3 金属负载量以及吸附量对比 |
| 6.4 pH 影响吸附量对比分析 |
| 6.5 XRD对比 |
| 6.6 吸附机理对比 |
| 6.7 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
四、水合氧化铁去除Cu~(2+)的实验研究（论文参考文献）
- [1]金属负载型树脂的制备及其氨配体解络合过程中金属离子稳定性研究[D]. 殷若愚. 江西理工大学, 2021(01)
- [2]铝污泥负载水合氧化铁-壳聚糖吸附水中Ni（Ⅱ）的研究[J]. 刘珊,廖磊,蒋翠婷,李炫妮,曹磊,赵春朋. 材料导报, 2021(S1)
- [3]超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究[D]. 宋尧. 中北大学, 2021(01)
- [4]铁改性稻壳生物炭对水中SMT的吸附效能及作用机制[D]. 柏珊珊. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [5]配体交换吸附法在水处理中的研究进展[J]. 殷若愚,陈云嫩,何彩庆,刘晨. 应用化工, 2021(03)
- [6]涂铁砂吸附去除重金属及实际应用有效性研究[D]. 蔡维炯. 桂林理工大学, 2020(07)
- [7]锰基催化剂臭氧催化氧化降解水中PPCPs的效能研究[D]. 程洁. 北京林业大学, 2020(03)
- [8]CS/HFO及CS/MnFe2O4凝胶球对垃圾渗滤液中Cr（Ⅵ）和Ni（Ⅱ）的吸附研究[D]. 刘丹荣. 长安大学, 2020(06)
- [9]树脂负载水合氧化铁催化臭氧氧化水中磺胺甲恶唑及诺氟沙星的研究[D]. 丁素云. 安徽工业大学, 2020(07)
- [10]壳聚糖负载金属凝胶球的制备及其吸附磷酸根的研究[D]. 赵冰冰. 山西师范大学, 2020(07)