一、Cu~(2+)改性锆交联粘土的制备及其对NO选择还原的研究（论文文献综述）
许春丽[1]（2021）在《多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究》文中进行了进一步梳理农药是保障粮食安全与世界和平稳定的重要物质基础,人类对农药的刚性需求将长期存在。然而当前农药用量大和利用率低的问题仍客观存在,导致资源浪费和环境污染等问题。为实现农业可持续发展,我国提出了农药“减施增效”的战略需求,2021年中央1号文件再次强调农业绿色发展,持续推进化肥农药减施增效。利用功能材料改性与负载技术设计农药缓控释制剂,进行农药高效对靶沉积和可控释放,在促进农药减施增效方面展现出良好的应用前景。基于农药使用与防控剂量需求不匹配导致用药量大的问题,本研究以无机材料介孔二氧化硅和有机高分子材料多糖作为载体,创新农药负载方法,优化制备工艺,设计研发多功能性农药缓控释载药体系,并进行了释放特性及生物活性研究,旨在为农药新剂型的研发和农药减施增效提供理论指导和技术支撑。主要开展了以下工作:（1）二氧化硅及其界面修饰载药体系的设计和性能研究a)设计了碳量子点修饰的介孔二氧化硅/丙硫菌唑缓释纳米载药颗粒,缓释载药颗粒的生物活性效果优异,碳量子点赋予的荧光性有助于载药颗粒在植株中和菌丝体内的可视化观察,对于探究农药在作物体内的传输和分布具有潜在的应用前景;b)发展了基于乳液体系的同步羧甲基壳聚糖介孔二氧化硅界面修饰和嘧菌酯负载方法。相对于传统的改性后修饰载药,农药的载药量显着提高约6倍。未界面修饰的载药体系中有效成分嘧菌酯不具有敏感释放特性,而改性后载药体系具有p H敏感的释放特征:在弱酸性环境48 h累积释放量达到45%,而在中性和碱性条件下48 h内累积释放量可达到66%。改性修饰前后载药颗粒的有效成分释放均符合Korsmeyer-Peppas模型。改性功能材料的引入可使载药体系的生物活性提高约17%,纳米颗粒可实现在菌丝体和植株内传输;c)构建了界面多巴胺和金属铜离子修饰的介孔二氧化硅/嘧菌酯载药体系,以具有杀菌活性的金属铜离子可以作为药物分子和载体之间的“桥梁”,通过金属配位键调控农药分子的释放。金属配位纳米载药颗粒的释放为Korsmeyer-Peppas模型,金属配位调控后缓释效果更优异,在24h内累积释放分别达到59.8%,45.5%和56.1%。载体材料具有协同的杀菌活性,可以提高载药颗粒在靶标作物上的沉积效果。（2）天然多糖壳聚糖基载药体系的设计与性能研究a)通过自由基聚合反应制备壳聚糖聚甲基丙烯酸N,N-二甲基氨基乙酯接枝共聚物,利用乳化交联法制备吡唑醚菌酯微囊。载体材料的p H和温度敏感特性赋予微囊环境响应释放特性,吡唑醚菌酯的释放随着p H的增加而降低,随着温度的升高而增加。微囊化后吡唑醚菌酯的光稳定性显着增高,对非靶标生物斑马鱼的急性毒性降低;b)通过离子交联法制备了金属锰基羧甲基壳聚糖基水凝胶,以丙硫菌唑为模式农药验证了负载不同的农药时所选用的金属离子具有特定性。通过单因素实验和正交实验,以载药量和包封率作为评价指标确定了水凝胶载药颗粒的最佳制备工艺:羧甲基壳聚糖的质量分数4%;油/水体积比1:10;Tween-80的质量分数2.0%;Mn2+的浓度0.2 M,载药量和包封率分别为22.17%±0.83%和68.38%±2.56%。水凝胶载药颗粒的溶胀和有效成分的释放具有p H敏感特性,碱性条件下有效成分释放较快,酸性条件下释放最慢。在相同的有效成分剂量下,水凝胶载药颗粒与丙硫菌唑原药相比可以增强对小麦全蚀病的杀菌能力。载药体系对小麦的生长具有营养功能,还可以促进种子的萌发,降低丙硫菌唑在土壤中的脱硫代谢;c)以农药分子恶霉灵作为凝胶因子,以具有表面活性的海藻酸钠和羧甲基壳聚糖为载体材料,通过静电作用创新制备了具有不同流变性能的水凝胶载药体系。通过改变材料的比例可以得到适用于不同应用场景的水凝胶。水凝胶的溶胀具有离子和p H敏感特性,适用于土壤撒施场景的水凝胶载药体系可降低恶霉灵土壤中的淋溶,适用于茎叶喷雾的水凝胶载药体系可提高在靶标作物界面的沉积性能。本论文从载药体系中载体材料的选择和设计作为切入点,使载体材料在实现有效成分负载和控制释放的基本功能基础上,又赋予载体材料荧光性能、营养功能、靶向沉积和植物保护等功能特性。无机载体材料纳米介孔二氧化硅在提高载药颗粒传输性能的基础上,其荧光性能可实现载药颗粒传输的可视化,界面修饰提高载药颗粒的生物活性,同时调控有效成分的环境响应释放特性;有机载体材料壳聚糖基载药体系可以赋予有效成分温度和p H双敏感释放特性,同时发挥协同增效的生物活性和营养功能,提高农药靶向沉积和抗雨水冲刷能力。本研究充分围绕绿色发展理念,通过界面修饰方法和高效的制备工艺,创新了农药负载方法,研发了功能型载药体系,为农药的减施增效和缓控释制剂的发展提供了研究思路和技术途径,对农药产品升级换代和利用率提升具有重要意义。
陈成[2]（2021）在《石墨烯基宏观材料构筑及其对水中污染物的吸附分离作用研究》文中认为石墨烯基宏观材料（GBMs）是由众多石墨烯基纳米片层（GBNs）相互交联组装形成的多孔宏观结构。与石墨烯基纳米片层相比,由其组装形成的石墨烯基宏观材料具有良好的污染物吸附和分离能力、优异的回收再生性能,在污染控制特别是水中污染物去除方面具有广阔的应用前景。通过液相组装、功能化修饰或层层堆叠等方式形成的石墨烯三维宏观体和石墨烯基滤膜是两种最为主要的石墨烯基宏观材料。石墨烯基宏观材料的表面性质调控、微纳结构构建和功能化改性对其结构稳定性、表面浸润性能、吸附分离性能及催化转化性能等至关重要,是环境领域关注热点和焦点之一。本论文分别采用溶胶凝胶、表面修饰和抽滤组装等方法,构建了不同结构和性质的石墨烯基宏观材料;从结构稳定性、浸润性能和分离性能等三个角度对其进行结构调控,考察了石墨烯基宏观材料的吸附分离性能;结合石墨烯基宏观材料的微纳形貌、化学组成和表面性质的表征,阐明其微观结构与宏观性能之间的构效关系并探讨其作用机理,以期为石墨烯基宏观材料的设计制备和水污染控制应用提供理论参考。论文的主要结论和创新点如下:（1）利用巯基乙胺的共价交联作用和还原作用,有效调控了氧化石墨烯（GO）层间相互作用,提高了复合气凝胶的结构稳定性,实现了孔隙率和机械性能的同步提升。巯基乙胺作为交联剂可以与GO表面环氧基团发生亲核开环反应,提高GO片层之间的交联程度,形成更多的微孔和介孔,复合气凝胶的比表面积和孔隙率明显增加;巯基乙胺的还原作用提高了复合气凝胶的疏水性,形成了外表面光滑内部粗糙的“面包状”结构;复合气凝胶在强酸强碱等条件下均保持稳定的结构,结构稳定性和机械强度显着提升,同时还具有良好的油（148-226g/g）和染料吸附性能。（2）以GBNs作为界面微纳结构修饰材料,有效调控了三聚氰胺泡沫和铜网等不同多孔基底表面的浸润性能,显着提高其油水选择性和循环性能。GBNs的二维柔性结构使其易于包覆在多孔基底表面形成微纳米尺度的粗糙结构。疏水性的还原氧化石墨烯（rGO）能够遮蔽多孔三聚氰胺泡沫（MF）基底表面的亲水性官能团,十八胺（ODA）的修饰则进一步降低其表面能,修饰后的泡沫具有超疏水/超亲油特性,其水接触角高达153.5°,表现出十分优异的油水选择性,且具有良好的吸油能力（44-111g/g）和循环性能。GO的亲水性以及原位产生的Cu2+的交联作用则使得修饰后的铜网膜具有稳定的超亲水/水下超疏油特性,表现出良好的抗油污性能,其油水分离效率高达99.5%。（3）耦合光催化与膜分离过程,成功构筑了具有优异光催化自清洁性能的石墨烯基滤膜,有效解决了石墨烯基滤膜分离过程中不可避免的膜污染问题。银纳米颗粒修饰的氮化碳（Ag@g-C3N4）作为插层材料与rGO复合后能够提高复合滤膜的水通量并保留有原始rGO膜的截留性能。rGO/Ag@g-C3N4复合膜具有十分优异的光催化自清洁性能。在分离截留水中染料分子过程中,下降的通量能在可见光照射后恢复至初始的98.1%以上。复合膜还具有良好的稳定性和普适性,适用于多种有机污染物的截留分离-光再生过程。rGO/Ag@g-C3N4滤膜在光照条件下产生的·OH和·O2-自由基的对污染物的氧化降解和矿化作用是光催化自清洁性能的来源。（4）耦合外加电场与滤膜分离过程,以碳点（CDs）作为插层材料,调控了rGO滤膜的表面性质和电化学性能,在电场介导下,实现了通量和截留性能的同步提升。CDs能够有效调控rGO滤膜的表面性质和电化学性能。施加电压后,rGO/CDs复合膜的盐截留性能显着提升,其Na Cl截留率最高可达89.3%,比未加电压时提高62.1%。电场介导下滤膜的盐截留性能与其比电容密切相关,比电容越高截留性能越好。截留过程中膜的离子吸附和电场力作用过程不会对盐截留性能产生明显影响。施加电压后,滤膜与离子之间的静电相互作用的增强是截留性能提高的主要原因。
农佳静[3]（2021）在《镍钇改性生物炭的制备及其对抗生素和重金属吸附性能研究》文中进行了进一步梳理近年来,生物炭材料由于其较强的吸附性能而在环境领域被广泛运用。本论文以杉树皮为原料在管式炉中热解制备生物炭（BC）,采用Ni和Y对生物炭进行复合改性处理,探究改性后生物炭（Ni-Y-BC）的相关物化特征,并对制备所得的Ni-Y-BC吸附恩诺沙星（ENR）的过程及机理进行分析探究。实验以单因素分析对制备影响因素进行筛选,以Box-Behnken响应面法对制备过程进行优化,确定Ni-Y-BC制备最佳配比;同时通过各种表征方法对改性前后生物炭的组成、结构、形貌进行了测定和分析;通过一系列吸附实验对吸附过程和机理进行初步的探究,并进行热解吸实验探究Ni-Y-BC的再生性;并对比研究Ni-Y-BC处理单一污染物（ENR）和复合污染物(Cu2+和ENR)的吸附效果。研究结果表明:1、采用Ni和Y对BC进行金属浸渍改性,Ni-Y-BC最佳的制备条件为:BC焙烧温度为800℃,改性剂反应温度为708℃、Ni:Y:BC的质量比为0.5:0.4:2.0,改性后Ni-Y-BC对ENR的吸附率可达到92.57%。此外,Ni-Y-BC具有明显的蜂窝状多孔结构并存在介孔,高孔隙率可以为ENR提供更多的吸附位点。2、在吸附单因素实验中,Ni-Y-BC投加量为0.05 g,p H=8.0时,Ni-Y-BC对ENR的吸附率最佳;另外,随着离子强度的增加,ENR的吸附量先增大后减少,这种现象产生的原因可能是盐析促进效应和离子的静电抑制作用同时存在的结果。3、Ni-Y-BC对ENR的最大吸附容量分别为75.09 mg/g,吸附更符合准二级动力学模型和Freundlich模型的描述,吸附以化学吸附和非均一单分子层吸附为主,且Freundlich模型的1/n<0.5表明Ni-Y-BC容易吸附ENR;吸附热力学分析表明,Ni-Y-BC吸附ENR的过程为吸热过程且具有自发性。由热重分析选择Ni-Y-BC热解吸ENR的温度为550℃,最佳的解吸时间为30 min,此外,经过5次循环后,Ni-Y-BC对ENR的吸附效率仍然保持在80%以上。此外,Ni-Y-BC对不同初始浓度的ENR和Cu2+的同时吸附动力学和等温线分析都表明溶液中的ENR与Cu2+在吸附过程中存在竞争关系。4、由FTIR和XPS分析可知,Ni-Y-BC吸附ENR的机理主要是ENR可以提供大量电子与Y（III）通过阳离子-π桥和阳离子-n桥相互作用形成阳离子络合物,此外还包括氢键的参与和π-π电子供体-受体的相互作用。相比于吸附单一的ENR,增加Cu2+后,Y（III）的结合能向更高的位置转移,Cu2+和Y（III）之间可能通过Y-O键形成内球络合物Y-O-Cu而吸附Cu2+。
何梓豪[4]（2021）在《热活化联合Na2CO3改性浮选尾煤对Pb2+、Cu2+吸附行为研究》文中认为浮选尾煤是选煤厂泡沫浮选过程产生的高灰分产物,已经成为我国最大的工业固体废弃物之一,大量堆积会严重影响区域空气、水源、土壤等生态环境,制约煤炭工业的可持续发展。因此,高效利用尾煤对于煤炭资源和生态环境而言意义重大。本课题通过氮气焙烧联合Na2CO3改性的方法制备了一系列尾煤基吸附剂,包括未改性尾煤（TC）、焙烧改性尾煤（CTC）、Na2CO3改性尾煤（NTC）、焙烧-Na2CO3改性尾煤（CNTC）以及Na2CO3-焙烧改性尾煤（NCTC）,考察了各种吸附剂对Cu2+、Pb2+、Cr6+的吸附效果,采用激光粒度、XRD、FTIR、BET、SEM、EDS、C80等分析手段对其物理、化学性质进行表征,研究了吸附热力学和吸附动力学,揭示了吸附机理和改性尾煤结构和吸附性能的构效关系。在此基础上,探究了尾煤中碳和黏土矿物各部分对改性尾煤吸附性能的影响,并考察了最佳改性工艺下尾煤的吸附性能、重复利用性和吸附选择性。主要结果如下:（1）尾煤基吸附剂的制备条件。当焙烧温度为800℃、焙烧时间为1 h、Na2CO3溶液浓度为1.0 mol/L、Na2CO3溶液改性时间为2 h时,所制得的CNTC吸附剂对水体中Cu2+、Pb2+去除效果最好,对50 mg/L Cu2+和200 mg/L Pb2+的去除率均达到98%以上,但不适用于Cr6+的去除。（2）尾煤基吸附剂的表征。焙烧使高岭石转变为偏高岭石,增加了物理吸附能力;Na2CO3改性使尾煤解聚生成无定形SiO2、破坏羟基等官能团,造成更突出的碎片化现象以及更大的比表面积和总孔容积,引入了Na+与Pb2+离子交换的化学吸附。（3）碳与黏土矿物在尾煤基吸附剂中的作用。浮选尾煤中适当比例的碳含量会促进吸附性能的提升;与高岭石原矿相比,尾煤中的高岭石晶胞与晶胞之间空隙更大,更利于焙烧改性与Na2CO3改性的进行以及Cu2+、Pb2+的进入。（4）CNTC的吸附性能。在CNTC投加量为3 g/L,25℃下吸附时间为240 min时,对初始pH值为6的50 mg/L Cu2+去除率达到98.1%;在CNTC投加量为4 g/L,25℃下吸附时间为120 min时,对初始pH为6的200 mg/L Pb2+去除率达到99.3%;由吸附热力学与吸附动力学研究可知,CNTC对Cu2+、Pb2+的吸附过程属于单分子层吸附,主要受化学吸附控制,且为自发的吸热过程。（5）CNTC的吸附选择性。在离子强度和共存阳离子的研究中发现,CNTC对Pb2+的吸附选择性较好,对Cu2+较差;在双组分和三组分重金属离子共存体系的研究中发现,Pb2+和Cr6+对Cu2+表现为抑制作用,Cr6+对Pb2+也表现出强烈的抑制作用,而在适宜的Cu2+浓度范围内,Cu2+对Pb2+可以起到一定的促进作用。
钟静萍[5]（2021）在《改性高岭土和Cu-MOF材料吸附去除废水中Pb2+的性能研究》文中研究说明科技的进步带来经济的迅猛发展,但同时也给环境保护带来巨大的挑战。其中,由于重金属废水的乱排乱放造成的水体污染,不仅使得本就紧张的水资源短缺形式变得更加严峻,更是对人类的健康产生了巨大危害。所以,开发高效去除重金属离子的新型复合材料具有重要意义。本论文针对废水中Pb2+污染问题,设计、制备了多巴胺改性磁性高岭土（PDA@KA-Fe3O4）和功能化铜基MOFs（Cu-BTC-Th）两种复合材料,研究对比了两种材料的化学组成、结构对Pb2+吸附性能的影响作用。主要研究成果如下:（1）以高岭土（KA）为原料,通过共沉淀法制备了磁性高岭土（KA-Fe3O4）;并用多巴胺（DA）对其进行改性,在磷酸缓冲溶液中制得聚多巴胺（PDA）-高岭土-Fe3O4复合材料（PDA@KA-Fe3O4）,考察了不同吸附条件下PDA@KA-Fe3O4对Pb2+的吸附性能。结果表明,在吸附剂剂量为5 mg、pH为6、吸附时间为5 h、Pb2+初始浓度为4 mg/L条件下,PDA@KA-Fe3O4对Pb2+的去除率可以达到96.31%。吸附动力学和吸附等温线研究表明,PDA@KA-Fe3O4对Pb2+的吸附过程符合准二级动力学模型和Freundlich吸附等温线,表明Pb2+在PDA@KA-Fe3O4上的吸附是非均相化学吸附。结合Zeta电位和XPS分析,可以证实PDA@KA-Fe3O4对Pb2+的吸附主要通过配位络合和静电吸引等作用进行。（2）以1,3,5-苯三甲酸（BTC）和对羧基苯基硫脲（Th）作为有机配体,通过一步法合成了一种新型的铜基MOFs吸附材料（Cu-BTC-Th）,用于选择性吸附水溶液中的Pb2+。通过SEM、FTIR、XRD、XPS、BET分析和Zeta电位测量对制备的MOFs材料的化学组成和结构进行了表征,并系统地研究了Th的引入以及pH、吸附剂用量和温度等因素对Cu-BTC-Th材料吸附Pb2+性能的影响。发现通过在材料中引入新的Th有机配位体可以显着提高制备的Cu-MOFs的吸附能力。在最佳条件下,Cu-BTC-Th对Pb2+的最大吸附量达到732.86 mg/g。吸附等温线表明吸附过程遵循Langmuir吸附模型,表明Cu-BTC-Th对Pb2+的吸附是单层吸附。吸附动力学表明,准二级动力学模型更适合描述Pb2+的吸附过程,说明吸附过程主要是化学吸附。讨论并揭示了Cu-BTC-Th对Pb2+的吸附机理:一方面,吸附过程中Pb2+与Cu2+发生离子交换是吸附的一个重要途径;另一方面,Cu-BTC-Th材料中引入的-NH2和-C=S官能团与Pb2+具有很强的配位能力,从而提高了材料的吸附性能。（3）所制备的矿物材料（PDA@KA-Fe3O4）和MOFs材料（Cu-BTC-Th）对重金属Pb2+的吸附性能有很大的不同,这与两种材料的组成、结构和性质密切相关。在材料的结构组成方面,MOFs具有周期性的网络结构、孔隙率高,而高岭土则是层状的硅酸盐晶体结构、孔隙率低。材料结构的不同导致二者的比表面积有很大的差异,Cu-BTC-Th材料的比表面积高达339.8 m2/g,而PDA@KA-Fe3O4材料的比表面积只有26.06 m2/g。比表面积越大,提供的吸附位点就越多,吸附性能也就越好。因此,Cu-BTC-Th对Pb2+的最大吸附量可达732.86 mg/g,远高于PDA@KA-Fe3O4。
孙秀贤[6]（2021）在《漆酶增强黄麻去除水中亚甲基蓝、刚果红和Cd2+的研究》文中研究指明有机物和重金属离子的污染已经成为当前环境污染的新形势,探索有效去除水中多种污染物的材料与方法,对于保护环境和人体健康具有十分重要的意义。本研究以易于分离的段状黄麻（SJ）为基质,通过酶固定化方法,制备得到系列漆酶-黄麻复合材料（0.1%L-SJ、0.5%L-SJ、1%L-SJ和5%L-SJ）,以有机染料亚甲基蓝（MB）、刚果红（CR）和重金属Cd2+模拟不同类型废水,通过批处理法研究了SJ和系列L-SJ对单一MB、CR、Cd2+和MB+Cd2+复合污染条件下的去除性能及再生性能,同时考察了漆酶给酶量、温度、p H及离子强度对不同污染物去除性能的影响,并通过红外光谱、扫描电镜及表面电荷特征等表征其官能团、表面形貌和电荷变化,探讨其对不同污染物的去除机制,旨在为L-SJ在废水处理中的应用提供理论依据,为漆酶强化黄麻在废水处理中的应用提供新思路。本文取得以下研究结论:（1）漆酶的负载有效的增强了黄麻对MB的去除性能。随漆酶给酶量的增加,MB去除量大小顺序为1%L-SJ>5%L-SJ>0.5%L-SJ>0.1%L-SJ>SJ,呈现先增加后减小的规律;SJ和L-SJ对MB的动力学过程分别符合伪一阶动力学模型和伪二阶动力学模型,120 min左右达到动态平衡,对MB的等温去除曲线均符合Sips等温吸附模型,1%L-SJ具有最高的拟合吸附量(1097.11 mmol·kg-1);SJ、L-SJ对MB的去除属于自发、放热和熵减行为,温度的升高、离子强度的升高和p H的降低均不利于MB去除,1%L-SJ经再生4次后仍保持76.66%的去除率;漆酶-黄麻复合材料对MB的去除机制是黄麻吸附与漆酶酶解的共同作用,黄麻吸附是主要形式,贡献率约为91.12%,而漆酶的辅助作用贡献8.88%。黄麻吸附机制主要为静电相互作用、表面吸附和氢键作用,漆酶主要通过酶解和改变黄麻结构的形式增强MB的去除。（2）SJ、L-SJ对CR的去除率较低,其去除规律为SJ>>0.5%L-SJ≈1%L-SJ≈0.1%L-SJ≈5%L-SJ。由于戊二醛的交联使得L-SJ的去除能力大大下降,其下降程度远高于Na OH改性和漆酶负载的增加值,因此SJ的去除性能优于L-SJ,漆酶的负载增加了L-SJ对CR的酶解反应;SJ、L-SJ的动力学过程分别适合拟一阶和拟二阶动力学方程,均可在300 min左右达到动态平衡,SJ的吸附以快速吸附为主导的表面单分子层吸附过程为主,而L-SJ对CR的去除不仅存在单分子层吸附,还具备一定的化学反应即酶解反应。SJ、L-SJ的等温去除曲线符合Sips等温吸附模型;SJ、L-SJ的CR去除反应均为自发、吸热、熵增现象,温度的升高和离子强度的增加使得CR去除性能增加,而随着p H的增大,其去除性能先增大后减小;SJ的吸附机理以表面吸附为主（包括π-π堆积作用、氢键作用和色散力）,L-SJ的去除机制以表面吸附为主（同SJ）,酶解作用为辅;SJ、L-SJ在CR的去除速率、去除性能等方面的不同,主要来源于CR和MB本身电荷的差异。（3）漆酶的负载有利于L-SJ对Cd2+的去除,其去除量顺序为0.1%L-SJ>5%L-SJ>0.5%L-SJ>1%L-SJ>SJ。SJ、L-SJ对Cd2+的去除能够在较短时间内（100 min）完成去除过程,适用于伪二阶动力学模型,等温去除曲线拟合更符合Langmuir模型,对Cd2+的去除属于单层吸附行为;SJ、L-SJ对Cd2+的去除反应为放热、自发和熵增现象,主要以物理吸附为主,温度的升高、p H的降低和离子强度的升高会使Cd2+的去除性能降低;L-SJ对Cd2+的去除机制包括SJ的吸附、Na OH预处理后比表面积变大从而暴露出更多的吸附点位、戊二醛的-CHO增加了吸附点位、漆酶对木质素的降解和漆酶与Cd2+的相互作用。四者的贡献率分别为61.38%、13.70%、18.66%和6.26%,其中SJ的吸附是Cd2+去除的主要机制,其机理主要为静电作用、络合作用和氢键作用,Na OH、戊二醛和漆酶对Cd2+具有辅助去除作用。（4）对比SJ、0.1%L-SJ和1%L-SJ对MB+Cd2+复合条件下的去除规律研究发现,Cd2+的存在抑制了MB的去除,MB的存在促进了Cd2+的去除,复合条件下SJ、0.1%L-SJ和0.1%L-SJ的Cd2+去除性能较单一条件,分别提高了2.67倍、1.72倍和1.60倍;复合条件下MB的等温去除曲线适合Langmuir模型,Cd2+的等温去除曲线适合Freundlich模型;温度、p H和离子强度条件在单一和复合条件下对MB的去除规律一致,证明Cd2+的存在,不会改变MB的去除规律,但是会影响MB的去除性能。温度和离子强度条件在单一和复合条件下对Cd2+的去除规律略有不同;Cd2+的存在会与MB竞争SJ、L-SJ表面有限的吸附点位,同时,Cd2+的存在可能和漆酶发生螯合作用,降低漆酶的活性,使得MB去除能力降低;MB的存在促进Cd2+的去除性能:Cd2+竞争了MB可离子交换的那部分的吸附点位,MB和Cd2+可以形成六元环螯合物,同时吸附在黄麻表面的MB也可以提供更多的吸附点位,促进了Cd2+的去除性能。SJ、L-SJ对MB、CR和Cd2+的去除效果顺序为Cd2+>MB>CR。总体来看,漆酶-黄麻复合材料是一种对MB和Cd2+有吸引力、具有经济可行性的材料。
袁寒梦[7]（2021）在《纳米纤维素基碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究》文中认为水体中Cr（Ⅵ）是一种能够稳定存在于环境中的典型重金属污染物,对人类与水生生物具有致癌和致基因突变的危害。因此,设计开发高效无毒去除Cr（Ⅵ）的吸附剂具有重要意义。纤维素等天然高分子聚合物形成的水凝胶作为一种可生物降解、可再生、吸附容量大的环境友好型吸附材料,在Cr（Ⅵ）处理领域具有巨大的发展潜力。基于此,论文以可再生资源纤维素为基质,通过在其上面负载荧光碳点（CDs）先后合成了木质纤维碳点水凝胶（LH）、木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶（LLH）与木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶（LNH）,用于高效吸附水体中Cr（Ⅵ）,并实现Cr（Ⅵ）的荧光检测可视化。主要研究内容如下:（1）以原木为原料,通过脱木素工艺获得漂白木,进一步利用小分子单体与交联剂自由基聚合合成木质纤维碳点水凝胶。通过扫描电镜（SEM）、X射线衍射仪（XRD）、傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）、紫外可见分光光度计（UV-vis）与荧光光谱仪（FS）等手段对此水凝胶的形态特征、化学组成与光学性质进行一系列表征,结果发现其三维孔洞结构清晰,荧光性能优异,绝对荧光量子产率为12.8%。利用ICP-OES研究了此水凝胶的Cr（Ⅵ）吸附性能,发现其吸附等温线与吸附动力学分别符合Langmuir模型与拟二阶动力学模型,最大理论吸附量为98.14mg/g,且循环利用性能良好。此外,将木质纤维碳点水凝胶用于Cr（Ⅵ）的荧光检测,发现其选择性高、抗干扰能力强。（2）为提高水凝胶的吸附性能,将木质纤维素纳米化,并引入天然高分子聚合物—木质素,合成具备三维孔洞结构的木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶。利用SEM、XRD、FTIR、UV-vis与FS等手段对此水凝胶的物理结构、化学组成与荧光性能进行表征,结果表明其具有三维孔洞结构,荧光性能优异,绝对荧光量子产率为7.3%。通过一系列吸附实验发现此水凝胶的Cr（Ⅵ）吸附等温线与吸附动力学分别符合Freundlich模型与拟二阶动力学模型,最大理论吸附量为599.99 mg/g。同时,木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶可用于水体中Cr（Ⅵ）的荧光检测,其检测限为11.2 mg/L,线性范围为15～200 mg/L。利用加标回收法研究了此水凝胶对实际水体中Cr（Ⅵ）的检测可行性,结果发现Cr（Ⅵ）的加标回收率为90.51%～103.93%,相对标准偏差为0.98%～3.36%。（3）为进一步提高水凝胶的吸附性能,引入无机吸附材料纳米钛酸钠,制备了一种有机-无机杂化的木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶。利用SEM、XRD、FTIR、UV-vis与FS等手段分析了此水凝胶的化学结构与荧光性能,结果发现纳米钛酸钠被包裹在水凝胶中,并与木质纳米纤维素共同构成三维孔洞结构,其绝对荧光量子产率为13.5%。通过一系列吸附实验研究了水凝胶的Cr（Ⅵ）吸附性能,结果发现其吸附等温线符合Freundlich模型,吸附动力学符合拟二阶动力学模型,其最大理论吸附量为648.38 mg/g。同时,将此水凝胶用于水体中Cr（Ⅵ）的荧光检测,发现其能选择性识别Cr（Ⅵ）。通过FTIR与XPS分析了此水凝胶对Cr（Ⅵ）的吸附机制,结果发现该吸附过程涉及静电引力、氢键作用与离子交换的协同效应,同时,由于Cr（Ⅵ）与碳点表面的氨基通过静电引力结合,进而造成水凝胶的荧光猝灭。综上所述,论文基于纤维素基水凝胶与碳点的优异性质,立足于提高水凝胶吸附性能、新增检测功能的需求,通过化学接枝、原位聚合等手段,实现荧光碳点的有效负载,创生了三种新型荧光纤维素基碳点水凝胶,赋予其对Cr（Ⅵ）的快速捕捉、高效吸附与可视化检测功能,为设计、制备多功能纤维素基水凝胶提供了新的思路。
张晓丽[8]（2021）在《天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能》文中研究指明目前,邻苯二甲酸酯（PAEs）污染物频繁地出现在各类自然水体和污水中,由于其具有内分泌干扰性且在环境中难以降解,随着生物累积等不可避免地对人类健康造成一定的威胁。吸附法因其操作简单、通用性强、成本效益高等特点,被广泛应用于污水中有机污染物的去除。同时,近年来通过光催化或过硫酸盐活化等方法产生的各类自由基对污染物的降解去除也备受关注。废弃果木枝条、天然矿物和海藻酸钠具有来源广泛、价格低廉和环境友好等优势。本文利用上述原料,通过高温限氧共热解法制备了三种天然矿物/生物炭复合材料,通过一系列表征手段和影响因素实验,探究了复合材料对水体中邻苯二甲酸二甲酯（DMP）和邻苯二甲酸二丁酯（DBP）的去除性能和机理,为有效治理水体中邻苯二甲酸酯污染及天然矿物/生物炭复合材料规模化应用提供新思路。本文主要研究内容和结果概括如下:（1）采用高温限氧共热解法制备了天然黄铁矿/生物炭复合材料（FSBC）。表征分析结果表明,与生物炭BC相比,FSBC具有更大的平均孔径、更丰富的表面官能团、更高的表面缺陷度,为污染物提供了更多的活性位点。FSBC具有磁性,可利用外部磁场将其从反应溶液中快速分离。FSBC对水体中DMP的去除实验研究表明,相较于BC,FSBC对DMP具有更高的去除率,4 h内可达92%以上。吸附过程符合准二级动力学和Langmuir等温吸附模型,且为自发吸热反应。pH值在4-10范围内对FSBC去除DMP影响不明显,HA使前30 min内DMP的去除速率有所降低,但对最终去除率影响不大,表明FSBC具有较强的抗干扰性和更广泛的实际应用性。五次循环后,FSBC对DMP的去除率仍维持在83%以上,在实际水体（自来水、黄河水和污水处理厂出水）中,DMP的去除率达66%以上。自由基猝灭实验和EPR测试表明,FSBC在降解去除DMP的过程中产生的主要自由基有·OH和SO4·-。经高分辨率质谱（HRMS）分析,检测出8种主要中间产物和4种开环产物。FSBC对DMP的高效去除归因于吸附-降解的协同作用。（2）在天然黄铁矿和生物炭存在的基础上引入天然黄铜矿,通过高温限氧共热解法制备得到了天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭复合材料（FCSBC）,当天然黄铁矿、黄铜矿与生物质质量比为5%:5%:90%（FCSBC90）时,其对DBP的去除性能更好,反应4 h后去除率可达98.04%。吸附过程符合准二级动力学方程和Langmuir等温模型,且为自发吸热反应。p H在4-10范围内对DBP的去除几乎无影响,HA对DBP的去除效果稍有抑制。经五次循环后,FCSBC对DBP的去除率仍稳定在88%以上。在实际水体（自来水、黄河水、污水处理厂出水和垃圾渗滤液）中,DBP的去除率仍维持在75%以上。由于过渡金属Cu的引入,在反应过程中产生了更多且更丰富的自由基(·OH、SO4·-和O2·-),更有利于DBP的降解去除。电化学实验结果表明,FCSBC90具有较高的电子传输与转移能力和更高的催化活性。结合批平衡吸附实验、电化学实验、自由基猝灭实验和EPR测试可知,FCSBC90对DBP的去除主要归因于物理化学吸附与自由基降解的协同作用。（3）基于前述研究结果,以海藻酸钠（SA）为交联剂,制备了SA@FCSBC凝胶小球,以DBP为目标污染物,通过动态连续流填充柱实验,考察了SA@FCSBC凝胶小球对水体与垃圾渗滤液中PAEs去除的实际应用性能。在模拟小型实验装置（柱高为25 cm,直径为2 cm）中,通过动态连续流SA@FCSBC填充柱去除超纯水配水中DBP的试验研究,得到最佳运行条件:填充量为4.0 g,进水流量为1.7 mL/min,反应平衡时间为8 h。在最佳运行条件下,研究了动态连续流SA@FCSBC填充柱去除以垃圾渗滤液为背景溶液中的DBP,8 h后DBP的去除率可达92.90%。中性及弱碱性条件有利于DBP的去除。经四次循环后,SA@FCSBC对渗滤液中DBP的去除率仍可达91.20%,表明SA@FCSBC具有优异的重复利用性。
闫海彦[9]（2021）在《多孔地质聚合物及其复合材料的制备与缓释性能研究》文中研究说明地质聚合物是一类新型绿色无机多孔材料,具有原料来源广泛、成本低廉、环境污染小、质轻、气孔率高等诸多优点。因此,地质聚合物具有广阔的应用开发前景。目前,用于制备地质聚合物的原料主要集中在偏高岭土、粉煤灰等,其原材料的研究有待拓宽。同时,所开发的地质聚合物具有功能单一、应用局限等缺陷。黄土是一种资源丰富、廉价易得、生态环境友好的天然无机材料,黄土微粒富含羟基,粒径小、比表面积大、尺寸与形貌多样性等特点。半焦是一种工业廉价产品,常被用作工业或民用燃料,但半焦行业产能过剩、市场供过于求,这不仅造成资源的浪费,而且极易产生扬尘对环境造成严重污染。然而,目前关于半焦和黄土基功能材料的开发较少。本文选择环境友好且廉价的黄土微粒与工业廉价产品半焦为原料,成功制备了多孔地质聚合物,并首次将这类多孔地质聚合物用于负载农用肥料与农药,制备了环境友好且能缓释肥料的黄土基地质聚合物复合凝胶材料和能缓释农药的半焦基地质聚合物复合凝胶材料,研究了其在农业领域的多种性能。论文内容主要包括以下几部分:第1章,介绍了地质聚合物的发展历史及原料的主要类型,并对地质聚合物的制备方法及发泡原理进行了总结,其中对地质聚合物的应用领域做了较详细的归纳与总结,同时对地质聚合物复合材料的发展及应用进行了简单介绍。第2章,以黄土微粒（Lo）为主要原料,采用碱激发-H2O2发泡法制备了一种廉价的多孔黄土基地质聚合物（Lo-GP）。采用SEM、FT-IR、XRD、BET及TG对Lo-GP的结构、形貌等进行了表征。对碱性较强的Lo-GP进行了后处理方法的优化,考察了所制备的Lo-GP对金属离子(Pb2+、Cu2+、Cr2O72-)、无机阴离子(PO43-)和染料（MB、Me B、MG、FB、MO和CV）的吸附性能以及对Pb2+、PO43-、MG和MB的吸附动力学和热力学的研究。结果表明:成功合成了一种疏松多孔的黄土基地质聚合物（Lo-GP）,通过优化后处理方法发现用0.3wt%的KH2PO4溶液浸洗Lo-GP能得到p H值为中性的材料;通过Lo-GP对水中常见污染物（金属离子、无机阴离子和染料）的吸附性能研究发现Lo-GP在吸附领域具有普适性,其中Lo-GP对MG和FB的去除率最高,分别为99.52%和98.21%;通过Lo-GP的吸附力学特性考察,发现Lo-GP以化学吸附和单层吸附为主。第3章,以Lo-GP作为农业肥料载体,以生物相容高分子（淀粉、聚乙烯醇）为凝胶包膜材料,将尿素肥料（UF）进行包封,通过硼酸作为交联剂形成凝胶体,合成了一种廉价环保且能缓释肥料的多孔地质聚合物复合凝胶材料（UF@Lo-GP/Gel）。采用SEM、EDS、FT-IR、XRD及TG对UF@Lo-GP/Gel的结构与组分进行了表征。结果表明,UF@Lo-GP/Gel成功合成且保留了Lo-GP的多孔结构,形成了有机/无机复合多孔材料;吸水性能考察发现UF@Lo-GP/Gel吸水率可达660%;保水性能考察发现UF@Lo-GP/Gel组在第55 d时仍含有2.9%的水分;降解性能发现UF@Lo-GP/Gel在30 d内的降解率可达到18.39%;土壤酸碱性实验发现UF@Lo-GP/Gel可将酸性土壤溶液的p H值调节至适于植物生长的中性环境;考察了其对氮肥的缓释性能,发现具有较好的缓释效果（90 d的缓释率仍可达到50%左右）,通过植物生长试验发现UF@Lo-GP/Gel对植物具有促进生长作用,其中UF@Lo-GP/Gel组的植物总质量比空白组多2～3倍,并具有更高的叶绿素含量,因此可以推广应用于农业肥料缓释中。第4章,首先,采用碱激发-H2O2发泡法,以半焦（SC）为主要原料,Fe Cl3/Fe SO4为磁化剂,合成了磁性多孔半焦地质聚合物（MSC-GP）。其次,以海藻酸钠（SA）为凝胶包膜材料,Ca Cl2为交联剂,将负载有农药（2-甲-4-氯,MCPA）的磁性多孔半焦地质聚合物（MCPA@MSC-GP）进行孔道包封,制备了可缓释农药的磁性多孔半焦地质聚合物凝胶珠（MCPA@MSC-GP/SA）。采用SEM、EDS、FT-IR和TG对MCPA@MSC-GP/SA的结构进行了表征;考察了MCPA@MSC-GP/SA的吸水、保水、土壤中的降解性能、对土壤酸碱性的影响、对MCPA的缓释性能和对植物生长的作用等。结果表明:在SA包膜下,生成的MCPA@MSC-GP/SA凝胶珠大小均一、形貌均匀,内部保留了MSC-GP的孔状结构;性能测试表明该材料在纯水中的吸水率可达461.00%,在Na Cl溶液中的溶胀率可达447.23%,在第58 d时还持有4%的水分,土壤降解率在30 d可达到33.04%,在第90 d时对农药的累积释放率为65.20%,另外其植物生长试验证明缓释的MCPA对杂草具有抑制生长的作用。因此,MCPA@MSC-GP/SA是一种绿色环保、能够长效缓释与回收的新型缓释农药。总之,本文分别选用廉价、资源丰富且环境友好的天然矿物（黄土微粒）和工业廉价产品（半焦）为原料,采用相对简单的工艺,成功制备了新型地质聚合物,进一步与农业肥料、农药复合,制备了可缓释肥料、农药的新型地质聚合物复合凝胶材料,并考察了复合材料对肥料和农药的缓释性能。发现地质聚合物的多孔结构有利于肥料和农药的负载与缓释,所制备的材料具有廉价、环境友好、长效缓释等特点,有望在农业种植领域推广应用。研究成果可为开发新型环保型农用材料提供借鉴。
郑艳[10]（2021）在《巯基改性纤维素的制备及其对水中铜离子吸附性能研究》文中研究说明现代工业技术的不断进步在为生产生活提供便利的同时也产生了大量有害的副产品和废弃物,这些污染物给环境、人类和其他生物都带来了巨大的危害。吸附法具有经济高效、适用范围广、较少二次污染等特点,常用于去除水体中的重金属离子。生物聚合物是一种来源广泛、具有一定吸附能力、可生物降解、环境友好的天然高分子材料,但由于吸附能力和化学稳定性的限制,很难直接用于污水处理,常通过引入功能性官能团为其提供更多能与重金属离子络合的活性位点,从而改善吸附性能。（1）本论文以α纤维素作为吸附材料,对温度、时间进行选择和优化,在最优条件下通过甲基丙烯酸缩水甘油酯（GMA）的环氧基团开环将甲基丙烯基引入纤维素,随后向GMA改性纤维素中通入H2S,通过迈克尔加成制备巯基改性纤维素（Cell-SH）,并研究其对水体中Cu（II）的吸附容量。结果表明,Cu（Ⅱ）在Cell-SH上的吸附为自发的放热过程,等温吸附曲线遵循Langmuir模型（R2>0.95）,Cu（Ⅱ）以单分子层的形式均匀地被吸附在Cell-SH表面上,在25℃、p H=6时,Cell-SH的最大吸附容量为667.878 mg·g-1。在实验中的各个温度下,都能将106.852 mg·L-1的Cu（Ⅱ）溶液的浓度降低至0.5 mg·L-1以下。Cell-SH具有非常快的吸附速率,并遵循伪二阶动力学模型（R2=1）,Cell-SH主要通过离子交换和配位作用吸附水溶液中的Cu（II）。在其他二价阳离子共存的情况下,Cell-SH对Cu（II）的去除率仍然能高达97.59%。经过6次解吸-吸附循环后,吸附剂对溶液中Cu（II）的去除率可保持在70.77%。（2）以碱化纤维素为原料,GMA为改性剂,分别通过涂覆、碱化开环、接枝共聚等方法制备四种环氧官能化纤维素,并利用硫氢化钠（Na HS）对其进行巯基改性,实验结果表明,经涂覆法得到的环氧官能化纤维素（C-c-PGMA）的环氧基团含量更高,约为5.052 mmol·g-1。研究经由巯基改性而得的纤维素（C-c-PGMA-SH）对水溶液中Cu（II）的吸附能力,结果表明,Cu（Ⅱ）在C-c-PGMA-SH上的吸附为自发的放热过程,并遵循Langmuir模型（R2>0.95）和伪二阶动力学模型（R2>0.999）,表明Cu（Ⅱ）在C-c-PGMA-SH表面为单层的化学吸附。在25℃、p H=6时,C-c-PGMA-SH的最大吸附容量为281.440 mg·g-1。在其他金属阳离子共存的情况下,C-c-PGMA-SH对Cu（Ⅱ）的去除率虽然为77.78%,但吸附容量能达到184.322 mg·g-1。经过6次解吸-吸附循环后仍能保持90%以上的去除率。
二、Cu~(2+)改性锆交联粘土的制备及其对NO选择还原的研究（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、Cu~(2+)改性锆交联粘土的制备及其对NO选择还原的研究（论文提纲范文）
（1）多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药发展与国家战略需求 |
| 1.1.1 我国农药使用现状 |
| 1.1.2 农药减施增效战略需求和零增长方案 |
| 1.2 农药损失途径与影响因素 |
| 1.2.1 农药损失途径 |
| 1.2.2 农药利用率的影响因素 |
| 1.3 农药载药体系设计与研究进展 |
| 1.3.1 农药载药体系的设计理念 |
| 1.3.2 农药载体材料的研究进展 |
| 1.3.2.1 无机材料 |
| 1.3.2.2 有机材料 |
| 1.4 农药控释放技术与研究进展 |
| 1.4.1 控制释放途径及其分类 |
| 1.4.2 控制释放技术存在的问题及发展趋势 |
| 1.5 释放机理研究 |
| 1.5.1 零级释放动力学模型 |
| 1.5.2 一级动力学模型 |
| 1.5.3 Peppas模型 |
| 1.5.4 Higuchi模型 |
| 1.5.5 Gallagher-Corrigan模型 |
| 1.6 选题依据及意义 |
| 1.6.1 立题依据 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线图 |
| 第二章 介孔二氧化硅基载药体系设计及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 碳量子点修饰介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.2.1 实验材料与方法 |
| 2.2.1.1 试剂与材料 |
| 2.2.1.2 仪器与设备 |
| 2.2.2 实验操作 |
| 2.2.2.1 荧光介孔二氧化硅纳米颗粒的制备 |
| 2.2.2.2 丙硫菌唑纳米载药颗粒的制备 |
| 2.2.2.3 纳米颗粒的表征 |
| 2.2.2.4 载药量与释放性能测定 |
| 2.2.2.5 对小麦赤霉病的抑菌活性测定 |
| 2.2.2.6 荧光介孔二氧化硅在菌丝体及小麦植株的传输情况 |
| 2.2.3 结果与分析 |
| 2.2.3.1 纳米颗粒表征 |
| 2.2.3.2 荧光介孔二氧化硅纳米颗粒载药量及缓释性能 |
| 2.2.3.3 荧光介孔二氧化硅纳米载药颗粒的杀菌活性 |
| 2.2.3.4 荧光介孔二氧化硅纳米载药颗粒的吸收传导性能 |
| 2.2.4 结论 |
| 2.3 羧甲基壳聚糖改性介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.3.1 实验材料与方法 |
| 2.3.1.1 材料与试剂 |
| 2.3.1.2 仪器与设备 |
| 2.3.2 实验操作 |
| 2.3.2.1 介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.3.2.2 氨基化MSN的合成 |
| 2.3.2.3 乳化法同步包封改性介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.3.2.4 羧甲基壳聚糖改性介孔二氧化硅载药体系的表征 |
| 2.3.2.5 载药量测定 |
| 2.3.2.6 体外释放试验 |
| 2.3.2.7 杀菌活性测定 |
| 2.3.2.8 纳米载药体系在菌丝体及靶标作物的传输性能测定 |
| 2.3.3 结果与讨论 |
| 2.3.3.1 纳米颗粒的合成 |
| 2.3.3.2 纳米颗粒的表征 |
| 2.3.3.3 载药体系载药量及缓释性能研究 |
| 2.3.3.4 载药体系杀菌活性研究 |
| 2.3.3.5 载药体系吸收传导性能研究 |
| 2.3.4 结论 |
| 2.4 多巴胺铜离子改性介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.4.1 实验材料与方法 |
| 2.4.1.1 材料与试剂 |
| 2.4.1.2 仪器与设备 |
| 2.4.2 实验操作 |
| 2.4.2.1 MSN的合成 |
| 2.4.2.2 PDA修饰MSN的制备 |
| 2.4.2.3 铜离子键合多巴胺改性介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.4.2.4 荧光标记功能化的纳米颗粒的合成 |
| 2.4.2.5 多巴胺和铜离子改性介孔二氧化硅载药体系的表征 |
| 2.4.2.6 载药量测定 |
| 2.4.2.7 体外释放性能测定 |
| 2.4.2.8 杀菌活性测定 |
| 2.4.2.9 靶标作物界面的接触角测定 |
| 2.4.2.10 菌丝体对载药纳米颗粒的吸收测定 |
| 2.4.3 结果与讨论 |
| 2.4.3.1 纳米颗粒的合成 |
| 2.4.3.2 纳米颗粒表征 |
| 2.4.3.3 载药体系载药量及缓释性能研究 |
| 2.4.3.4 载药体系杀菌活性研究 |
| 2.4.3.5 载药体系接触角研究 |
| 2.4.3.6 传输性能研究 |
| 2.4.4 结论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 壳聚糖基载药体系的设计及性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 温度和p H双重敏感壳聚糖微囊载药体系的构建及释放性能 |
| 3.2.1 材料和方法 |
| 3.2.1.1 材料和试剂 |
| 3.2.1.2 仪器和设备 |
| 3.2.2 实验操作 |
| 3.2.2.1 改性壳聚糖的制备 |
| 3.2.2.2 载药微囊的制备 |
| 3.2.2.3 载药微囊的表征 |
| 3.2.2.4 载药微囊的载药量和包封率的测定 |
| 3.2.2.5 环境响应型释放性能测定 |
| 3.2.2.6 载药微囊的光稳定性测定 |
| 3.2.2.7 载药微囊对斑马鱼的急性毒性测定 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.3.1 改性壳聚糖的表征 |
| 3.2.3.2 载药微囊的表征 |
| 3.2.3.3 载药微囊配方优化结果 |
| 3.2.3.4 载药微囊环境响应性缓释性能研究 |
| 3.2.3.5 载药微囊光稳定性研究 |
| 3.2.3.6 载药微囊对斑马鱼急性毒性研究 |
| 3.2.4 结论 |
| 3.3 协同增效锰基羧甲基壳聚糖水凝胶载药体系的设计与性能研究 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.1.1 材料与试剂 |
| 3.3.1.2 仪器与设备 |
| 3.3.2 实验操作 |
| 3.3.2.1 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的制备 |
| 3.3.2.2 单因素实验设计 |
| 3.3.2.3 正交实验设计 |
| 3.3.2.4 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的表征 |
| 3.3.2.5 载药量与包封率测定 |
| 3.3.2.6 水凝胶溶胀性能测定 |
| 3.3.2.7 水凝胶释放性能测定 |
| 3.3.2.8 水凝胶生物活性测定 |
| 3.3.2.9 丙硫菌唑凝胶颗粒在小麦植株中的剂量分布规律 |
| 3.3.2.10 样品准备 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.3.3.1 水凝胶的制备 |
| 3.3.3.2 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的表征 |
| 3.3.3.3 不同条件对水凝胶微球成型的影响 |
| 3.3.3.4 单因素实验设计结果分析 |
| 3.3.3.5 正交实验设计结果分析 |
| 3.3.3.6 水凝胶溶胀性能研究 |
| 3.3.3.7 水凝胶释放性能研究 |
| 3.3.3.8 水凝胶生物活性研究 |
| 3.3.3.9 丙硫菌唑在植物体内的剂量分布情况研究 |
| 3.3.3.10 水凝胶营养功能研究 |
| 3.3.4 结论 |
| 3.4 农药作为凝胶因子的壳聚糖基水凝胶载药体系的设计与性能研究 |
| 3.4.1 材料与方法 |
| 3.4.1.1 材料与试剂 |
| 3.4.1.2 仪器与设备 |
| 3.4.2 实验操作 |
| 3.4.2.1 水凝胶制备 |
| 3.4.2.2 水凝胶表征 |
| 3.4.2.3 不同性质水凝胶的设计 |
| 3.4.2.4 水凝胶载药稳定性测定 |
| 3.4.2.5 水凝胶溶胀性能测定 |
| 3.4.2.6 水凝胶生物活性测定 |
| 3.4.2.7 水凝胶土壤保水性测定 |
| 3.4.2.8 水凝胶土壤淋溶性能测定 |
| 3.4.2.9 水凝胶界面持流量测定 |
| 3.4.2.10 水凝胶的接触角测定 |
| 3.4.2.11 水凝胶弹跳性能测定 |
| 3.4.3 结果与讨论 |
| 3.4.3.1 水凝胶的表征 |
| 3.4.3.2 不同性质水凝胶的制备影响因素 |
| 3.4.3.3 水凝胶中有效成分的稳定性测定 |
| 3.4.3.4 水凝胶溶胀性能研究 |
| 3.4.3.5 水凝胶生物活性研究 |
| 3.4.3.6 水凝胶土壤保水性研究 |
| 3.4.3.7 水凝胶在土壤淋溶性能研究 |
| 3.4.3.8 水凝胶界面持流量研究 |
| 3.4.3.9 水凝胶的接触角研究 |
| 3.4.3.10 水凝胶弹跳性能测定 |
| 3.4.4 结论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 全文总结与展望 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）石墨烯基宏观材料构筑及其对水中污染物的吸附分离作用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略表 |
| 第一章 石墨烯基宏观材料构筑及其水污染控制应用的研究进展 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 石墨烯基纳米片层结构和性质 |
| 1.2.1 石墨烯的结构和性质 |
| 1.2.2 氧化石墨烯的结构和性质 |
| 1.3 石墨烯三维宏观体的结构 |
| 1.4 石墨烯三维宏观体制备方法 |
| 1.4.1 自组装法 |
| 1.4.2 模板导向法 |
| 1.4.3 其它方法 |
| 1.5 石墨烯三维宏观体的结构性能调控与应用 |
| 1.5.1 结构稳定性 |
| 1.5.2 表面电性 |
| 1.5.3 亲疏水性 |
| 1.6 石墨烯基膜的结构 |
| 1.7 石墨烯基膜的制备方法 |
| 1.7.1 真空/压力辅助过滤法 |
| 1.7.2 旋涂/喷涂法 |
| 1.7.3 层层自组装法 |
| 1.7.4 其它方法 |
| 1.8 石墨烯基膜的结构性能调控与应用 |
| 1.8.1 结构稳定性 |
| 1.8.2 抗污染能力 |
| 1.8.3 刺激响应性能 |
| 1.9 问题提出及研究思路 |
| 第二章 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的构筑及对水中污染物的吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 氧化石墨烯的制备方法 |
| 2.2.3 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的制备方法 |
| 2.2.4 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的结构表征方法 |
| 2.2.5 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的吸附实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的自组装 |
| 2.3.2 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的结构特征 |
| 2.3.3 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的吸油性能 |
| 2.3.4 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶对染料的吸附性能 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 超疏水/超亲油石墨烯基泡沫的构筑及吸油性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 石墨烯基泡沫的制备方法 |
| 3.1.3 石墨烯基泡沫的结构表征方法 |
| 3.1.4 石墨烯基泡沫的吸油实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 石墨烯基泡沫的结构特征 |
| 3.3.2 石墨烯基泡沫的浸润性能 |
| 3.3.3 石墨烯基泡沫的稳定性 |
| 3.3.4 石墨烯基泡沫的吸油性能 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 水下超疏油氧化石墨烯修饰铜网膜的构筑及油水分离性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 氧化石墨烯修饰铜网膜的制备方法 |
| 4.2.3 氧化石墨烯修饰铜网膜的结构表征方法 |
| 4.2.4 氧化石墨烯修饰铜网膜的油水分离实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氧化石墨烯修饰铜网膜的结构特征 |
| 4.3.2 氧化石墨烯修饰铜网膜的浸润性能 |
| 4.3.3 氧化石墨烯修饰铜网膜的稳定性 |
| 4.3.4 氧化石墨烯修饰铜网膜的油水分离性能 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 光催化自清洁rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的制备及其分离性能 |
| 5.0 引言 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.2 rGO的制备方法 |
| 5.1.3 g-C_3N_4 的制备方法 |
| 5.1.4 Ag@g-C_3N_4复合材料的制备方法 |
| 5.1.5 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的制备方法 |
| 5.1.6 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的结构表征方法 |
| 5.1.7 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的水通量与截留性能测试 |
| 5.1.8 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的抗污染性能评估 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 rGO/Ag@g-C_3N_4的结构特征 |
| 5.2.2 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的水通量 |
| 5.2.3 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的截留性能 |
| 5.2.4 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的自清洁性能 |
| 5.2.5 rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的自清洁机理 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 导电rGO/CDs复合膜的制备及电场介导下脱盐性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验材料与仪器 |
| 6.2.2 rGO的制备方法 |
| 6.2.3 CDs的制备方法 |
| 6.2.4 rGO/CDs复合膜的制备方法 |
| 6.2.5 rGO/CDs复合膜的结构表征方法 |
| 6.2.6 rGO/CDs复合膜的水通量与电场介导下脱盐性能测试 |
| 6.2.7 rGO/CDs复合膜电场介导下的能耗计算方法 |
| 6.2.8 rGO/CDs复合膜的面电荷密度计算方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 rGO/CDs复合膜的结构特征 |
| 6.3.2 rGO/CDs复合膜的脱盐性能 |
| 6.3.3 rGO/CDs复合膜的电化学性质 |
| 6.3.4 电场介导下rGO/CDs复合膜的脱盐机理 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.1.1 石墨烯/巯基乙胺复合气凝胶的构筑及对水中污染物吸附性能 |
| 7.1.2 超疏水/超亲油石墨烯基泡沫的构筑及吸油性能 |
| 7.1.3 水下超疏油氧化石墨烯修饰铜网膜的构筑及油水分离性能 |
| 7.1.4 光催化自清洁rGO/Ag@g-C_3N_4复合膜的制备及其分离性能 |
| 7.1.5 导电rGO/CDs复合膜制备及电场介导下脱盐性能 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间所取得的科研成果 |
（3）镍钇改性生物炭的制备及其对抗生素和重金属吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 抗生素的来源及去除技术 |
| 1.1.1 抗生素的来源 |
| 1.1.2 抗生素的去除技术 |
| 1.1.3 生物炭简介 |
| 1.2 生物炭改性方法 |
| 1.2.1 酸碱改性 |
| 1.2.2 金属氧化物和金属盐改性 |
| 1.2.3 粘土矿物改性 |
| 1.2.4 球磨改性 |
| 1.3 生物炭吸附机理 |
| 1.3.1 π-π电子相互作用 |
| 1.3.2 氢键作用 |
| 1.3.3 静电作用 |
| 1.3.4 疏水作用 |
| 1.3.5 孔隙填充作用 |
| 1.4 稀土的现状以及其吸附剂的应用 |
| 1.4.1 稀土的现状 |
| 1.4.2 单一稀土金属氧化物/氢氧化物吸附剂 |
| 1.4.3 复合稀土金属氧化物/氢氧化物吸附剂 |
| 1.4.4 稀土金属浸渍吸附剂 |
| 1.5 本课题主要研究内容及研究意义 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验设备与试剂 |
| 2.1.1 实验设备 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.2 材料制备及恩诺沙星测定方法 |
| 2.2.1 杉树生物炭(BC)的制备 |
| 2.2.2 镍钇改性生物炭(Ni-Y-BC)的制备 |
| 2.2.3 恩诺沙星(ENR)定量检测方法 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 比表面积(BET)分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.3.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.4 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.3.5 表面酸性官能团测定 |
| 2.3.6 阳离子交换量(CEC)测定 |
| 第三章 Ni-Y-BC制备的影响因素及其结构表征 |
| 3.1 Ni-Y-BC的制备条件优化 |
| 3.1.1 炭化温度单因素实验 |
| 3.1.2 硝酸镍投加量单因素实验 |
| 3.1.3 硝酸钇投加量单因素实验 |
| 3.1.4 改性剂反应温度单因素实验 |
| 3.2 制备条件对Ni-Y-BC吸附性能的影响 |
| 3.2.1 炭化温度的影响 |
| 3.2.2 硝酸镍投加量的影响 |
| 3.2.3 硝酸钇投加量的影响 |
| 3.2.4 改性剂反应温度的影响 |
| 3.3 Ni-Y-BC最佳制备工艺的确定 |
| 3.3.1 Box-Behnken优化实验 |
| 3.3.2 Box-Behnken实验结果分析 |
| 3.3.3 模型实验验证 |
| 3.4 BC和 Ni-Y-BC的结构表征 |
| 3.4.1 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.4.2 扫描电镜法(SEM)分析 |
| 3.4.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.4.4 比表面积(BET)分析 |
| 3.4.5 表面酸性官能团和阳离子交换量(CEC)分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Ni-Y-BC对 ENR的吸附性能分析 |
| 4.1 恩诺沙星吸附实验 |
| 4.1.1 Ni-Y-BC投加量对吸附ENR的影响 |
| 4.1.2 酸碱电位滴定法测定Ni-Y-BC零点电荷pH_(pzc) |
| 4.1.3 初始p H值对Ni-Y-BC吸附ENR的影响 |
| 4.1.4 离子强度对Ni-Y-BC吸附ENR的影响 |
| 4.1.5 吸附动力学实验 |
| 4.1.6 吸附等温线实验 |
| 4.1.7 吸附热力学实验 |
| 4.1.8 吸附剂再生实验 |
| 4.1.9 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.2 Ni-Y-BC对 ENR的吸附性能分析 |
| 4.2.1 Ni-Y-BC投加量对吸附ENR的影响 |
| 4.2.2 Ni-Y-BC零点电荷分析及初始p H值对Ni-Y-BC吸附ENR的影响 |
| 4.2.3 离子强度对Ni-Y-BC吸附ENR的影响 |
| 4.2.4 初始ENR浓度对Ni-Y-BC吸附ENR的影响 |
| 4.2.5 吸附动力学分析 |
| 4.2.6 吸附等温线分析 |
| 4.2.7 吸附热力学分析 |
| 4.2.8 吸附剂的再生 |
| 4.3 Ni-Y-BC吸附ENR机理分析 |
| 4.3.1 FTIR分析 |
| 4.3.2 XPS分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Ni-Y-BC吸附抗生素和重金属混合污染的研究 |
| 5.1 不同ENR浓度对Cu~(2+)吸附的影响 |
| 5.1.1 Cu~(2+)校准曲线的绘制 |
| 5.1.2 吸附动力学分析 |
| 5.1.3 吸附等温线分析 |
| 5.2 不同Cu~(2+)浓度对ENR吸附的影响 |
| 5.2.1 吸附动力学分析 |
| 5.2.2 吸附等温线分析 |
| 5.3 Ni-Y-BC同时吸附ENR与 Cu~(2+)机理分析 |
| 5.3.1 FTIR分析 |
| 5.3.2 XPS分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（4）热活化联合Na2CO3改性浮选尾煤对Pb2+、Cu2+吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 重金属废水污染来源及危害 |
| 1.2.1 重金属废水来源 |
| 1.2.2 重金属废水危害 |
| 1.3 重金属废水处理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 氧化还原法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.3.4 膜分离法 |
| 1.3.5 生物法 |
| 1.3.6 浮选法 |
| 1.3.7 吸附法 |
| 1.4 吸附法在重金属废水处理中的研究进展 |
| 1.4.1 天然矿物材料 |
| 1.4.2 天然有机材料 |
| 1.4.3 碳材料 |
| 1.4.4 生物类材料 |
| 1.4.5 人工合成材料 |
| 1.4.6 固体废弃物 |
| 1.5 浮选尾煤 |
| 1.5.1 浮选尾煤的概述 |
| 1.5.2 浮选尾煤的利用 |
| 1.5.3 煤基吸附剂的制备及其研究进展 |
| 1.6 研究内容、研究方法及技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究方法 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验仪器与试验药剂 |
| 2.1.1 试验仪器 |
| 2.1.2 试验药剂 |
| 2.2 样品制备 |
| 2.2.1 尾煤的预处理 |
| 2.2.2 尾煤改性剂的筛选 |
| 2.2.3 改性尾煤的制备 |
| 2.3 样品表征方法 |
| 2.3.1 工业分析和元素分析 |
| 2.3.2 激光粒度仪 |
| 2.3.3 红外光谱(FTIR) |
| 2.3.4 X射线粉末衍射(XRD) |
| 2.3.5 扫描电镜(SEM) |
| 2.3.6 比表面及孔径分布(BET) |
| 2.3.7 微量热仪(C80) |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 吸附试验方法 |
| 2.4.2 计算重金属离子吸附率、吸附量 |
| 2.5 吸附计算模型 |
| 2.5.1 吸附等温线模型 |
| 2.5.2 吸附动力学模型 |
| 2.5.3 吸附热力学模型 |
| 第3章 改性尾煤制备工艺研究 |
| 3.1 焙烧对去除重金属离子的影响 |
| 3.1.1 焙烧温度对尾煤吸附性能的影响 |
| 3.1.2 焙烧时间对尾煤吸附性能的影响 |
| 3.2 改性剂对去除重金属离子的影响 |
| 3.2.1 不同改性剂对尾煤吸附性能的影响 |
| 3.2.2 Na_2CO_3浓度对尾煤吸附性能的影响 |
| 3.2.3 Na_2CO_3改性时间对尾煤吸附性能的影响 |
| 3.2.4 焙烧联合Na_2CO_3改性对去除重金属离子的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 尾煤基吸附剂的吸附机理 |
| 4.1 表征分析 |
| 4.1.1 激光粒度分析 |
| 4.1.2 XRD分析 |
| 4.1.3 FTIR分析 |
| 4.1.4 BET分析 |
| 4.1.5 SEM分析 |
| 4.1.6 EDS分析 |
| 4.1.7 C80 分析 |
| 4.2 含碳量对尾煤吸附性能的影响 |
| 4.2.1 工业分析 |
| 4.2.2 不同改性条件下含碳量对吸附性能的影响 |
| 4.3 粘土矿物对尾煤吸附性能的影响 |
| 4.3.1 样品提纯 |
| 4.3.2 不同改性条件下粘土矿物的吸附性能 |
| 4.3.3 微观结构表征 |
| 4.4 吸附机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 CNTC对水中Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附性能 |
| 5.1 CNTC去除水中Cu(Ⅱ)的研究 |
| 5.1.1 吸附剂投加量对Cu(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.1.2 溶液pH值对Cu(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.1.3 吸附温度对Cu(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.1.4 处理时间对Cu(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.1.5 初始浓度对Cu(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.2 CNTC去除水中Pb(Ⅱ)的研究 |
| 5.2.1 吸附剂投加量对Pb(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.2.2 溶液pH值对Pb(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.2.3 吸附温度对Pb(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.2.4 处理时间对Pb(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.2.5 初始浓度对Pb(Ⅱ)吸附率的影响 |
| 5.3 热力学与动力学研究 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.3.3 吸附热力学 |
| 5.4 再生与重复利用 |
| 5.4.1 不同解吸液对解吸效果的影响 |
| 5.4.2 解吸时间对解吸效果的影响 |
| 5.4.3 循环次数对解吸效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 多组分重金属离子吸附行为的研究 |
| 6.1 两种离子共存 |
| 6.1.1 离子强度的影响 |
| 6.1.2 共存阳离子的影响 |
| 6.1.3 双组分重金属离子共存的影响 |
| 6.2 多组分离子共存 |
| 6.2.1 不同浓度的Pb(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)对Cu(Ⅱ)吸附容量的影响 |
| 6.2.2 不同浓度的Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)对Pb(Ⅱ)吸附容量的影响 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）改性高岭土和Cu-MOF材料吸附去除废水中Pb2+的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 含铅废水简介 |
| 1.2.1 含铅废水来源及危害 |
| 1.2.2 含铅废水的处理方法 |
| 1.3 吸附法处理含铅废水过程中的相关机制 |
| 1.3.1 吸附动力学和吸附等温线 |
| 1.3.2 吸附机理 |
| 1.4 重金属吸附材料的种类 |
| 1.4.1 传统重金属吸附材料 |
| 1.4.2 新型重金属吸附材料 |
| 1.5 高岭土性能及应用 |
| 1.5.1 高岭土的特性 |
| 1.5.2 高岭土的改性 |
| 1.5.3 高岭土在废水处理中的应用 |
| 1.6 金属-有机骨架材料性能及应用 |
| 1.6.1 MOFs的特点 |
| 1.6.2 MOFs的合成方法 |
| 1.6.3 MOFs的应用 |
| 1.7 课题的提出、研究内容及技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的表征方法 |
| 2.2.1 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.2.2 傅里叶变换红外光谱(FTIR) |
| 2.2.3 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.4 比表面积分析仪(BET) |
| 2.2.5 Zeta电位分析仪 |
| 2.2.6 X射线光电子能谱仪(XPS) |
| 2.3 Pb~(2+)母液的配置及其检测方法 |
| 2.3.1 Pb~(2+)母液的配置 |
| 2.3.2 Pb~(2+)的检测方法 |
| 第三章 多巴胺改性磁性高岭土的制备及其对Pb~(2+)的吸附性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 复合材料的制备 |
| 3.2.3 吸附实验 |
| 3.2.4 表征方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 PDA@KA-Fe_3O_4对Pb~(2+)吸附行为研究 |
| 3.3.3 吸附等温线 |
| 3.3.4 吸附动力学 |
| 3.3.5 吸附机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 功能化铜基MOFs材料的制备及其对Pb~(2+)的吸附行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 复合材料的制备 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 4.2.4 表征方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 Cu-BTC-Th吸附Pb~(2+)的影响因素分析 |
| 4.3.3 吸附等温线 |
| 4.3.4 吸附动力学 |
| 4.3.5 Cu-BTC-Th对 Pb~(2+)的吸附选择性 |
| 4.3.6 吸附机理分析 |
| 4.4 矿物材料和MOFs材料对重金属离子吸附性能的对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望及今后研究工作计划 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）漆酶增强黄麻去除水中亚甲基蓝、刚果红和Cd2+的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 黄麻对污染物吸附的研究进展 |
| 1.2.1 黄麻 |
| 1.2.2 改性黄麻 |
| 1.3 漆酶对污染物催化降解的研究进展 |
| 1.3.1 漆酶 |
| 1.3.2 漆酶的环境治理应用 |
| 1.3.3 漆酶降解机理 |
| 1.3.4 漆酶固定化 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 漆酶-黄麻复合材料去除亚甲基蓝的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 漆酶-黄麻复合材料的制备 |
| 2.1.3 实验设计 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 动力学实验 |
| 2.2.2 等温去除实验 |
| 2.2.3 条件因素对去除MB的影响 |
| 2.2.4 再生实验 |
| 2.2.5 漆酶效用分析 |
| 2.2.6 红外光谱分析 |
| 2.2.7 扫描电镜分析 |
| 2.2.8 MB去除机制探讨 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 漆酶-黄麻复合材料去除刚果红的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 动力学实验 |
| 3.2.2 等温去除实验 |
| 3.2.3 条件因素对去除CR的影响 |
| 3.2.4 再生实验 |
| 3.2.5 漆酶效用分析 |
| 3.2.6 红外光谱分析 |
| 3.2.7 CR去除机制探讨 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 漆酶-黄麻复合材料去除Cd~(2+)的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器 |
| 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 动力学实验 |
| 4.2.2 等温去除实验 |
| 4.2.3 条件因素对去除Cd~(2+)的影响 |
| 4.2.4 再生实验 |
| 4.2.5 漆酶效用分析 |
| 4.2.6 红外光谱分析 |
| 4.2.7 Cd~(2+)去除机制探讨 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 漆酶-黄麻复合材料去除MB和 Cd~(2+)复合污染的研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 复合条件下MB的等温去除实验 |
| 5.2.2 复合条件下条件因素对MB的影响 |
| 5.2.3 复合条件下Cd~(2+)的等温去除实验 |
| 5.2.4 复合条件下条件因素对Cd~(2+)的影响 |
| 5.3 复合污染的去除机制探讨 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）纳米纤维素基碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纤维素基水凝胶研究进展 |
| 1.1.1 纤维素基水凝胶概述 |
| 1.1.2 纤维素基水凝胶制备方法 |
| 1.1.3 纤维素基水凝胶应用前景 |
| 1.2 碳点研究进展 |
| 1.2.1 碳点概述 |
| 1.2.2 碳点制备方法 |
| 1.2.3 碳点应用前景 |
| 1.3 水体中Cr(Ⅵ)污染概述 |
| 1.3.1 水体中Cr(Ⅵ)危害 |
| 1.3.2 水体中Cr(Ⅵ)处理方法 |
| 1.3.3 吸附法处理水体中Cr(Ⅵ)现状 |
| 1.4 本文研究意义与内容 |
| 第二章 木质纤维碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 材料与仪器 |
| 2.2.2 碳点的制备 |
| 2.2.3 木质纤维碳点水凝胶的制备 |
| 2.2.4 木质纤维碳点水凝胶的表征 |
| 2.2.5 木质纤维碳点水凝胶吸附Cr(Ⅵ) |
| 2.2.6 木质纤维碳点水凝胶荧光检测Cr(Ⅵ) |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 木质纤维碳点水凝胶的制备 |
| 2.3.2 木质纤维碳点水凝胶的表征 |
| 2.3.3 木质纤维碳点水凝胶的吸附特性 |
| 2.3.4 木质纤维碳点水凝胶的荧光特性 |
| 2.3.5 木质纤维碳点水凝胶的Cr(Ⅵ)吸附与荧光检测机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 材料与仪器 |
| 3.2.2 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的制备 |
| 3.2.3 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的表征 |
| 3.2.4 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶吸附Cr(Ⅵ) |
| 3.2.5 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶荧光检测Cr(Ⅵ) |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的制备 |
| 3.3.2 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的表征 |
| 3.3.3 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的吸附特性 |
| 3.3.4 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的荧光特性 |
| 3.3.5 木质纳米纤维素/木质素复合碳点水凝胶的Cr(Ⅵ)吸附与荧光检测机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料与仪器 |
| 4.2.2 纳米钛酸钠的制备 |
| 4.2.3 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的制备 |
| 4.2.4 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的表征 |
| 4.2.5 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶吸附Cr(Ⅵ) |
| 4.2.6 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶荧光检测(Ⅵ) |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的制备 |
| 4.3.2 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的表征 |
| 4.3.3 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的吸附特性 |
| 4.3.4 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的荧光特性 |
| 4.3.5 木质纳米纤维素/纳米钛酸钠复合碳点水凝胶的Cr(Ⅵ)吸附与荧光检测机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（8）天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体中邻苯二甲酸酯污染概述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯概况 |
| 1.1.2 水体中邻苯二甲酸酯的来源与危害 |
| 1.1.3 水体中邻苯二甲酸酯的污染现状 |
| 1.2 垃圾渗滤液水质特性及其中邻苯二甲酸酯的污染现状 |
| 1.3 水体中邻苯二甲酸酯的去除方法 |
| 1.3.1 生物降解法 |
| 1.3.2 高级氧化法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.4 天然矿物/生物炭复合材料及其对水体污染物去除研究进展 |
| 1.4.1 天然矿物/生物炭复合材料制备方法研究进展 |
| 1.4.2 天然矿物/生物炭复合材料对水体污染物去除应用研究进展 |
| 1.5 天然矿物/生物炭凝胶小球制备及其对水体污染物去除研究进展 |
| 1.6 选题依据及研究内容 |
| 1.6.1 选题依据及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 1.6.4 论文特色和创新点 |
| 参考文献 |
| 第二章 天然黄铁矿/生物炭复合材料对水体中邻苯二甲酸二甲酯的去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 材料的制备 |
| 2.2.3 材料表征及分析方法 |
| 2.2.4 材料对DMP的去除研究 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征分析 |
| 2.3.2 FSBC对 DMP的去除性能研究 |
| 2.3.3 FSBC的重复利用性研究 |
| 2.3.4 电化学实验结果分析 |
| 2.3.5 FSBC对 DMP的去除机理探究 |
| 2.3.6 DMP降解途径 |
| 2.3.7 FSBC在实际水体中的应用研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭复合材料对水体中邻苯二甲酸二丁酯的去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 材料的制备 |
| 3.2.3 材料表征及分析方法 |
| 3.2.4 材料对DBP的去除研究 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征分析 |
| 3.3.2 材料对 DBP 的去除性能研究 |
| 3.3.3 复合材料的重复利用性研究 |
| 3.3.4 复合材料对DBP的去除机理研究 |
| 3.3.5 DBP的降解途径 |
| 3.3.6 复合材料在实际水体中的应用性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 海藻酸钠@天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭凝胶小球的制备及其对垃圾渗滤液中邻苯二甲酸酯的去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 材料的制备 |
| 4.2.3 材料表征及分析方法 |
| 4.2.4 实验装置 |
| 4.2.5 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 SA@FCSBC小球的表征分析 |
| 4.3.2 超纯水体系中DBP的去除 |
| 4.3.3 垃圾渗滤液中DBP的去除 |
| 4.3.4 去除机理分析 |
| 4.3.5 经济成本估算 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（9）多孔地质聚合物及其复合材料的制备与缓释性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地质聚合物概念与研究现状 |
| 1.2 地质聚合物的主要原料 |
| 1.2.1 天然矿物原料 |
| 1.2.2 工业废弃材料 |
| 1.2.3 农业废弃材料 |
| 1.3 地质聚合物典型制备方法 |
| 1.3.1 碱激发 |
| 1.3.2 磷酸激发 |
| 1.3.3 发泡剂及其作用机理 |
| 1.4 地质聚合物的应用领域 |
| 1.4.1 建筑材料 |
| 1.4.2 阻燃耐高温材料 |
| 1.4.3 固封材料 |
| 1.4.4 3D打印材料 |
| 1.4.5 智能材料 |
| 1.4.6 吸附材料 |
| 1.4.7 光催化材料 |
| 1.5 地质聚合物复合材料的应用领域 |
| 1.6 论文的选题背景、研究内容及意义 |
| 参考文献 |
| 第2章 黄土基地质聚合物的制备及其性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 黄土地质聚合物(Lo-GP)的制备 |
| 2.2.3 Lo-GP的结构表征与形貌分析 |
| 2.2.4 Lo-GP对金属离子溶液的吸附性能 |
| 2.2.5 Lo-GP的吸附动力学与吸附热力学研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黄土地质聚合物(Lo-GP)的合成 |
| 2.3.2 SEM和 EDS分析 |
| 2.3.3 FT-IR分析 |
| 2.3.4 XRD分析 |
| 2.3.5 BET分析 |
| 2.3.6 TG分析 |
| 2.3.7 Lo-GP的吸附性能研究 |
| 2.3.8 Lo-GP的吸附动力学与吸附热力学 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第3章 黄土基地质聚合物缓释肥料的制备及其性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 Lo-GP的制备 |
| 3.2.3 UF@Lo-GP/Gel的制备 |
| 3.2.4 正交实验法考察UF@Lo-GP/Gel的合成 |
| 3.2.5 UF@Lo-GP/Gel的结构表征 |
| 3.2.6 UF@Lo-GP/Gel的吸水和保水性能测试 |
| 3.2.7 UF@Lo-GP/Gel对土壤酸碱性的影响 |
| 3.2.8 UF@Lo-GP/Gel在土壤中的降解实验 |
| 3.2.9 UF@Lo-GP/Gel在水溶液中对尿素的缓释性能测试 |
| 3.2.10 UF@Lo-GP/Gel在土壤中的释放性能测试 |
| 3.2.11 盆栽玉米试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 UF@Lo-GP/Gel的制备 |
| 3.3.2 SEM和 EDS分析 |
| 3.3.3 FT-IR分析 |
| 3.3.4 TG分析 |
| 3.3.5 XRD分析 |
| 3.3.6 吸水性能 |
| 3.3.7 不同盐溶液中的吸水性能测试 |
| 3.3.8 土壤中UF@Lo-GP/Gel的保水率测试 |
| 3.3.9 对土壤酸碱性的影响 |
| 3.3.10 土壤中UF@Lo-GP/Gel的降解性能 |
| 3.3.11 缓释性能研究 |
| 3.3.12 盆栽试验 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第4章 磁性半焦地质聚合物缓释农药的制备及应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 制备半焦地质聚合物(SC-GP) |
| 4.2.3 半焦地质聚合物的磁化处理(MSC-GP) |
| 4.2.4 合成半焦地质聚合物缓释农药(MCPA@MSC-GP/SA) |
| 4.2.5 MCPA@MSC-GP/SA的结构表征 |
| 4.2.6 MCPA@MSC-GP/SA的性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 MCPA@MSC-GP/SA的合成 |
| 4.3.2 SEM和 EDS分析 |
| 4.3.3 FT-IR分析 |
| 4.3.4 TG分析 |
| 4.3.5 吸水性能研究 |
| 4.3.6 不同盐溶液中的溶胀性能 |
| 4.3.7 保水性能研究 |
| 4.3.8 土壤降解实验 |
| 4.3.9 对土壤酸碱性的影响 |
| 4.3.10 水溶液中缓释性能研究 |
| 4.3.11 土壤中缓释性能研究 |
| 4.3.12 磁性性能测试 |
| 4.3.13 磁回收与靶向释放性能测试 |
| 4.3.14 缓释农药对植物生长的影响 |
| 4.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 论文不足之处和展望 |
| 个人简历、硕士期间科研成果 |
| 致谢 |
（10）巯基改性纤维素的制备及其对水中铜离子吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体中的重金属污染及处理方法 |
| 1.1.1 重金属离子的来源 |
| 1.1.2 铜在生产生活中的应用 |
| 1.1.3 铜离子的危害 |
| 1.1.4 处理水体污染的方法 |
| 1.2 吸附剂在水处理中的应用 |
| 1.2.1 活性炭 |
| 1.2.2 多壁碳纳米管 |
| 1.2.3 氧化石墨烯 |
| 1.2.4 粘土矿物材料 |
| 1.2.5 石油基聚合物 |
| 1.2.6 生物聚合物 |
| 1.3 纤维素的概述 |
| 1.3.1 纤维素的来源 |
| 1.3.2 纤维素的结构 |
| 1.3.3 纤维素基材料的用途 |
| 1.3.4 纤维素的改性方法 |
| 1.4 研究的内容及意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 硫化氢加成巯基改性纤维素的制备及应用 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 制备过程 |
| 2.1.4 表征方法 |
| 2.1.5 吸附解吸实验 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 样品的表征结果 |
| 2.2.2 Cell-SH在金属离子吸附中的应用 |
| 2.2.3 吸附选择性 |
| 2.2.4 解吸再生循环性能的研究 |
| 2.2.5 吸附机理的研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 硫氢化钠碱化开环制备巯基改性纤维素及其应用 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验药品 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 制备过程 |
| 3.1.4 环氧基团含量的测量 |
| 3.1.5 吸附解吸实验 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 样品的表征结果 |
| 3.2.2 C-c-PGMA-SH在金属离子吸附中的应用 |
| 3.2.3 吸附选择性 |
| 3.2.4 解吸再生循环性能的研究 |
| 3.2.5 吸附机理的研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
四、Cu~(2+)改性锆交联粘土的制备及其对NO选择还原的研究（论文参考文献）
- [1]多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究[D]. 许春丽. 中国农业科学院, 2021(01)
- [2]石墨烯基宏观材料构筑及其对水中污染物的吸附分离作用研究[D]. 陈成. 浙江大学, 2021
- [3]镍钇改性生物炭的制备及其对抗生素和重金属吸附性能研究[D]. 农佳静. 广西大学, 2021(12)
- [4]热活化联合Na2CO3改性浮选尾煤对Pb2+、Cu2+吸附行为研究[D]. 何梓豪. 太原理工大学, 2021
- [5]改性高岭土和Cu-MOF材料吸附去除废水中Pb2+的性能研究[D]. 钟静萍. 江西理工大学, 2021
- [6]漆酶增强黄麻去除水中亚甲基蓝、刚果红和Cd2+的研究[D]. 孙秀贤. 西北农林科技大学, 2021
- [7]纳米纤维素基碳点水凝胶的吸附与荧光特性研究[D]. 袁寒梦. 中南林业科技大学, 2021
- [8]天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能[D]. 张晓丽. 兰州大学, 2021(11)
- [9]多孔地质聚合物及其复合材料的制备与缓释性能研究[D]. 闫海彦. 西北师范大学, 2021(12)
- [10]巯基改性纤维素的制备及其对水中铜离子吸附性能研究[D]. 郑艳. 吉林大学, 2021(01)