一、粘土矿物在环境修复中的研究进展（论文文献综述）
夏辉[1]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中指出地下水是自然界水圈的重要组成部分,是人类赖以生存和社会经济发展珍贵的淡水资源战略物资;但是,随着工农业的快速发展,人为不合理的开发利用等因素导致地下水遭受污染。地下水埋藏于地下复杂的地质环境介质中,具有流动性、脆弱性、隐蔽性、动态变化性等特点,致使地下水污染修复专业技术要求高、工程难度大、成本高。近年来,纳米技术的兴起为地下水原位修复提供了新的技术支撑,纳米级的修复药剂可以在地下水-土介质中进行有效的迁移,从而为地下水污染高效低耗的原位修复提供了可能。在众多的修复药剂中,过氧化钙（Ca O?）是一种具有p H响应的特殊材料。在酸性条件下,Ca O?几乎可以全部转化为过氧化氢（H?O?）,在碱性条件下可以水解生成氧气（O?）和氢氧化钙（Ca（OH）?）。三种水解产物可分别应用于化学法、生物法和物理法修复污染。当Ca O?的粒径缩小至纳米级时,由于纳米效应带来的地下强迁移能力和强化学活性,使得nano-Ca O?可以迅速高效修复地下水污染。更重要的是,nano-Ca O?反应产物为钙盐、属于自然地下环境的主要成分,没有二次污染。因此,nano-Ca O?在环境修复领域中有着良好的应用前景。本文选取污染场地中常见的有机污染物硝基苯酚（PNP）和新兴污染物三（2-氯乙基）磷酸酯（TCEP）,以及镉、六价铬重金属等高关注度污染物作为研究目标,开展了基于纳米Ca O?地下水污染靶向修复工作。研究总体技术路线为:场地污染背景刻画→污染物测试方法开发→纳米Ca O?技术应用→理论预测与实验验证。其中“测试方法开发”解决了后续实验中纳米颗粒对PNP测定干扰的问题;“技术应用”中,首先利用普通Ca O?/Fe（II）类芬顿技术修复PNP污染,然后研制纳米级Ca O?、并用于地下水中PNP和Cd2+复合污染的修复;最后为解决纳米颗粒团聚问题,我们将聚合物壳聚糖和尤特奇EPO对Ca O?进行了包裹,制备了两种具有p H相应性的“核壳”纳米复合材料,分别为CS/Ca O?和EPO/Ca O?,并应用于地下水污染修复。在地下水污染去除实验中,我们以“避光”条件模拟地下的低光环境,以“震荡频率”模拟地下水的流动状态,并通过调整“p H”和添加“阴阳离子”的形式模拟地下水的水文地球化学条件,考察了地下水条件下的修复效果。为理解修复的内在机理,我们还利用量子化学的密度泛函理论（DFT）,探讨了nano-Ca O?降解新兴污染物TCEP的可能机理,并通过实验验证了机理的合理性。本研究的主要成果如下:（1）采用“10%甲醇猝灭—5%盐酸酸化—60℃中温加热—10 g/L抗坏血酸掩蔽”的预处理技术,解决了纳米氢氧化铁干扰的问题,实现了在317 nm下准确比色测定PNP浓度的目的,为后续实验提供了技术保障。（2）Ca O?和Fe（II）可以催化降解96%初始浓度为40 mg/L的污染物PNP。OH·是促使PNP降解的主因。除了HCO3-以外,地下水中Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Fe3+、Mn2+、SO42-、Cl-、NO3-等常规水化学条件不影响PNP的降解效果。初始p H和试剂用量是关键参数,而震荡频率、温度和光照条件是次要参数,这说明Ca O?适用于地下水PNP污染修复。（3）合成纳米Ca O?的粒径小于50 nm,Ca O?的含量占比71%。纳米Ca O?与Fe（II）联合可以去除93%的PNP（初始浓度为40 mg/L）和99%的Cd2+（初始浓度为10 mg/L）。PNP去除机理是OH·的氧化,Cd2+去除机理是铁氧体共沉淀。低p H值、高Fe2?的投放量、高震荡频率、高温有利于PNP的降解,而高p H值、低Fe2?投放量,高Nano-Ca O?投放量、高震荡频率、高温有利于Cd2+的沉淀去除;光照都两者都没有影响。地下水常规离子对复合污染的修复无影响,但是HCO3-和Mn2?对PNP的降解有负面影响,Fe3?,Ca2?,Mg2?等离子可与Cd2+产生沉淀竞争反应,对Cd2+的去除不利。（4）制备了两种包裹型“核壳”结构的复合材料,CS/Ca O?纳米材料的粒径介于100～200 nm之间、而EPO/Ca O?的粒径介于200～300 nm之间。包裹材料既提高了材料的p H响应能力,也解决了纳米颗粒团聚的问题。两种材料对于重金属Cr6+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+、As5+、Hg2+污染有着良好的修复效果,对10 mg/L初始浓度的污染水体去除率均达到95%以上。修复Cr6+污染地下水的机理为:在酸性体系中,外壳聚合物与质子发生解离反应,释放出内核材料Ca O?→酸解产生H?O?→将Cr6+还原为Cr3+。p H和震荡频率对修复效果影响较大,温度和光照条件无影响,高p H、大振荡频率有利于六价铬的去除,反之则不利;地下水中HCO3-、Fe3?,Mn2?对修复Cr6+会产生不利影响。重金属的修复机理则是沉淀去除。当体系额外加入Fe（II）时,铁氧体共沉淀效应会导致重金属去除的更快,去除率也更高;而且Fe试剂会催化产生高能的OH·,可用于有机物污染的同步去除,研究发现40 mg/L的PNP的去除率接近100%。（5）最后,利用DFT方法探究了nano-Ca O?降解TCEP的产物及其产生路径,合理解释了OH·氧化降解TCEP的过程,对相关产物的形成机制提供了证据;并且通过捕获TCEP的降解产物实验,印证了DFT理论推断的正确性,实现了理论与实践的结合。
张琳[2]（2021）在《马基诺矿的制备及其去除水体中Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）的研究》文中进行了进一步梳理随着工业化和城市化的快速发展,水环境中的污染问题日益严峻。其中,重金属污染物具有顽固性和持久性,而且在极低浓度下也有剧毒和致癌作用,对人类健康构成了严重威胁。为了消除重金属污染物的不良影响,业界学者广泛研究了各种重金属的去除方法。众多方法之中,吸附法是一种低成本、高效率和生态友好的环境修复方法,而吸附材料是达到良好吸附效果的关键。目前碳基材料、生物炭、铁氧化物、粘土矿物和铁硫化物等吸附材料被广泛应用于去除重金属。其中,铁硫化物因其便宜易得、高效低毒且具有独特的物理化学性质而被人们广泛应用于重金属的去除。马基诺矿是硫化铁矿物的一种,是其他更稳定相的前体,具有更高的反应活性,因而具备较高的环境修复应用潜能。遗憾的是,天然的马基诺矿只能在强缺氧沉积物或海洋中部形成,合成的马基诺矿需要严苛的制备条件,这限制了马基诺矿在实际环境修复中的应用。除此之外,马基诺矿去除重金属污染物的相关研究较少,目前缺乏系统的研究与评价。因此,本论文通过沉淀法制备了马基诺矿,并简化传统合成方法,使得制备条件更加温和且操作更加简便。我们用合成的马基诺矿去除水中的重金属污染物,考察了其在不同条件下去除重金属离子的能力,研究了其吸附行为的特点,并阐明了其对重金属离子的去除机理,为马基诺矿处理重金属水污染提供了理论支持,从而扩展铁硫化物在污染治理和环境修复中的应用。具体研究内容如下:1.首先采用FeS04溶液和Na2S溶液合成微纳米级马基诺矿FeSm,并研究了 FeSm去除镉的性能及机理。不同pH条件下用FeSm去除Cd（Ⅱ）发现,除强碱性条件以外,在宽的pH范围内FeSm都能快速且高效地去除Cd（Ⅱ）;空气条件下FeSm去除Cd（Ⅱ）的速率比氩气条件下提高了约3.7倍,这表明有氧条件有利于镉的去除。不同Cd（Ⅱ）初始浓度下FeSm去除Cd（IⅡ）的实验结果表明:随着Cd（Ⅱ）初始浓度的增加,FeSm对Cd（Ⅱ）的吸附量增加,FeSm吸附Cd的最大吸附量可达633.65 mg/g,远高于其他镉吸附剂的最大吸附量。准二级动力学模型和Langmuir吸附等温线可以更好地描述FeSm吸附Cd（Ⅱ）的行为,而且该吸附过程是一个放热的、自发的过程。最后,我们监测了铁、硫离子的溶出并用XPS表征了反应后样品,得出了 FeSm去除Cd（Ⅱ）的机理。FeSm与水中的重金属Cd（Ⅱ）接触时,FeSm表面的≡Fe-S键断裂,溶度积差使得溶液中的Cd（Ⅱ）将FeS中的Fe2+置换出来,形成CdS。同时,FeSm表面原有的≡Fe-SH和在有氧条件下形成的≡Fe-OH,两种表面活性基团会与溶液中的Cd（Ⅱ）吸附络合形成≡Fe-S-Cd和≡Fe-O-Cd物质,从而去除水中重金属Cd（Ⅱ）。本研究对马基诺矿处理重金属镉污染进行了系统的研究,阐明了反应机理,为其在不同化学环境中的修复应用提供了指导意义。2.研究了合成的马基诺矿FeSm去除水中As（Ⅴ）的性能,并探究了 As（Ⅴ）与Cd（Ⅱ）共存时,FeSm同时去除Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）的性能及机理。不同初始pH条件下FeSm去除As（Ⅴ）的实验表明,除过酸和过碱的条件外,FeSm均可高效地去除As（Ⅴ）,且去除效果基本一致。随As（Ⅴ）初始浓度的增加,FeSm能去除As（Ⅴ）的量增加,这可能是由于更高的浓度梯度差能产生更大的反应动力。吸附动力学和吸附等温线的研究表明,FeSm吸附As（Ⅴ）的过程更符合准一级动力学和Freundlich吸附等温线。Cd（Ⅱ）存在时FeSm去除As（Ⅴ）的实验表明,Cd（Ⅱ）的存在可以促进FeSm去除As（Ⅴ）,能明显提升其去除速率。进一步通过监测pH变化及测试zeta电位得知,Cd（Ⅱ）的加入中和了 FeSm表面的负电,减小了静电斥力,从而促进了 As（Ⅴ）的吸附。通过对反应后样品的XPS和ATR-FTIR的表征得知,Cd（Ⅱ）的存在使得FeSm表面形成了 Fe-Cd-As三元配合物,从而促进了 FeSm对As（Ⅴ）的吸附。因此,当砷镉共存时,FeSm可以同时高效去除溶液中的Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）,而且Cd（Ⅱ）能提高FeSm对As（Ⅴ）的去除速率。本研究对砷污染以及砷镉复合污染的修复具有重要指导意义,为马基诺矿处理水污染中的重金属砷和镉提供了理论支持,并扩展了铁硫化物在污染治理和环境修复中的应用。
田小松[3]（2021）在《铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究》文中认为据2014年《全国土壤污染状况调查公报》获悉,土壤镉（Cd）和砷（As）超标点位分列第一位和第三位。较之其他重金属元素,As和Cd更容易在大米累积。二者通过食物链进入人体,在人体组织器官积累,最终危害人体健康。为保障农产品安全和减缓人体暴露风险,有必要对As和Cd污染土壤进行修复。但因水稻土As和Cd的环境化学行为差异,采用单一的钝化材料很难实现复合污染土壤的修复和安全利用。在环境修复领域,生物质炭已展示出较大的潜力。前期研究证实,生物质炭的原材料来源丰富,并对溶液As或Cd有较高的去除或吸附效率,这为其在As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用奠定了一定基础。为实现As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用的目标,本研究整合分析相关文献,定量评价了生物质炭对土壤As和Cd的有效性及植物As和Cd累积的抑制效应,从生物质炭、土壤、植物和试验类型多维度分析了影响抑制效应的关键因素,以为生物质炭的选择和改性提供参考;选择4种生物质炭（Biochar,BC）为基质材料,通过水铁矿（Ferrihydrite,Fh）、层状双氢氧化物（Layer double hydroxides,LDHs）和层状双氢氧化物掺杂硅（Layer double hydroxides doped silicon,LDHs-Si）3种合成方法制备改性生物质炭（Modified biochar,MBC）,考察了MBC对As（III）和Cd（II）的同步吸附能力,借助于BET、SEM-EDS、FTIR、XRD和XPS等表征手段阐述其吸附机制;通过淹水培养试验、盆栽试验和田间原位试验系统地研究MBC对污染土壤中As和Cd的同步钝化效应及其机制,以期为As和Cd复合污染土壤的修复提供参考和依据。本研究的主要结果如下:1)整合分析生物质炭对As和Cd复合污染土壤修复的潜力。对1030个观察数据进行整合分析,结果显示:生物质炭可以显着地降低土壤Cd有效性,约50.12%[40.03%,58.45%];但略提高土壤As的有效性,约2.39%[-5.16%,10.57%]。在田间试验组,生物质炭显着降低了土壤As和Cd有效性,分别约23.28%和47.40%;在非田间试验组,生物质炭显着提高了土壤As有效性约10.17%,并大幅度地提高了间隙水As浓度约62.29%。总体来看,生物质炭显着地抑制了植物As和Cd的累积,分别为25.48%[22.06%,28.76%]和38.66%[33.18%,43.69%]。在非田间试验组,生物质炭显着抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为27.33%和34.37%;在田间试验组,生物质炭显着抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为18.09%和52.98%。生物质炭对植物累积As的抑制效应大小为根<茎<叶<籽粒;对植物累积Cd的抑制效应大小为根<叶<茎<籽粒,这表明它们能够抑制As和Cd向植物各部位转移,特别是向籽粒部分转移。从关键因素分析看,畜禽粪便类生物质炭、低温热解的生物质炭、低生物质炭施用量和高土壤有机碳（Soil organic carbon,SOC）更有利于降低植物As和Cd的积累。生物质炭实现了同步抑制植物As和Cd累积,但其效率有待进一步提高,以确保作物的安全生产。2)改性生物质炭同步吸附混合溶液As（III）和Cd（II）的性能及其机制。以小麦秸秆生物质炭（WSBC）、玉米秸秆生物质炭（CSBC）、猪粪生物质炭（PMBC）和混合木质生物质炭（MWBC）作为基质材料,通过Fh、LHDs和LDHs-Si合成方法,改性获得了12种改性生物质炭（MBC）。吸附试验结果表明,MBC具备同时吸附去除As（III）和Cd（II）的能力。与BC相比,12种MBC均明显提高了同步吸附As（III）和Cd（II）的性能,理论吸附量分别为25.13～97.13 mg/g和23.95～77.29mg/g。在MBC中,Fh@PMBC和LDHs-Si@PMBC分别对As（III）和Cd（II）的理论吸附量最大,分别为97.13 mg/g和77.29 mg/g。MBC上成功负载上Fe及其化合物,负载量为39.67～108.79 mg/g。通过BET试验表明,改性过程提高了MBC的比表面积和孔隙体积,这为As（III）和Cd（II）的吸附提供了更多的接触点位。通过FTIR观测,MBC表面的-OH官能团吸收峰增强;通过XRD分析,MBC表面形成了铁（氢）氧化物或层状双氢氧化物的新物相;通过吸附等温、竞争离子、解吸试验、氧化还原试验和表征手段证明,MBC同步吸附As（III）和Cd（II）的过程可能涉及表面络合、内层络合、离子交换、氧化还原和静电吸附等机制。3)改性生物质炭同步钝化复合污染土壤As和Cd的可能性及潜在机制。选择12种MBC,通过淹水培养试验和材料稳定性试验探讨MBC对复合污染水稻土As和Cd的同步钝化效果及其机理。结果表明,随着淹水培养时间的延长,土壤氧化还原电位降低,体系的还原性增强,间隙水As浓度呈先增加后趋于平稳的趋势。当pe+p H<5时,间隙水As的浓度急剧增加。间隙水Fe和As呈很好的线性关系,说明它们在土壤中的溶出具有同步性,与含As铁矿物的还原溶解有关。随着土壤还原性的增强,间隙水Cd浓度呈先增加后减小的趋势,Cd浓度拐点为pe+p H=5。当pe+p H<5时,间隙水Cd降低可能与更多的硫化物结合有关。在所有处理中,BC（除PMBC外）提高了间隙水As的浓度,降低了间隙水Cd的浓度;但MBC可以同步抑制水稻土As和Cd向间隙水的释放,这说明MBC中负载的Fe及其化合物对As的固定起着直接的作用。淹水培养后,BC（除了CSBC外）和MBC都能显着地提高土壤p H（P<0.05）。LDHs-Si@BC类MBC明显提高了约0.62～0.70个单位的土壤p H;在4种BC中,PMBC明显提高了约0.3个单位的土壤p H。作为富含碳材料,BC或MB也能提高土壤有机碳（SOC）含量,约1.15～5.48 g/kg。BCR结果显示,添加5‰的BC或MBC使弱酸提取态Cd向可氧化态Cd转化,说明有效态Cd与BC/MBC发生了结合。通过材料稳定性试验揭示,MBC影响土壤性质及间隙水As/Cd浓度的同时,其自身属性也发生了变化。MBC进入土壤后,其可溶性有机组分和负载的铁（氢）氧化物发生了变化。MBC提高了土壤溶液DOC浓度,并改变了土壤溶液DOM的结构和组成（如,富里酸比例的增加）,进而影响水稻土As和Cd的有效性和活性;Fh@PMBC和Fh@WMBC上无定型铁（氢）氧化物转化为晶型的铁（氢）氧化物,这也为固定土壤As和Cd提供了界面;LDHs@BC和LDHs-Si@BC的层状结构破坏,说明层状结构并未对复合污染土壤As和Cd的同步钝化起作用。4)改性生物质炭对大米As和Cd累积的抑制效应。通过盆栽试验和田间原位试验,探究MBC对As和Cd复合污染土壤的修复效果。盆栽试验结果显示,4种Fh@BC处理减小了间隙水As的浓度峰值,由1032μg/L降至573～698μg/L;4种BC降低间隙水Cd的浓度峰值,由18.13μg/L降至15.33～17.13μg/L。从大米As累积来看,BC（CSBC除外）和MBC均能够减小大米As的含量,其中Fh@PMBC的对大米As的抑制效果最好,为27.63%。从大米无机砷（Inorganic arsenic,i As）累积来看,BC和MBC均显着（P<0.05）降低了大米i As含量,BC对大米i As累积的抑制效应更好。其中,PMBC、CSBC和LDHs-Si@MWBC处理的大米i As含量分别为0.19 mg/kg、0.19 mg/kg和0.15 mg/kg,且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其他BC和MBC处理的大米i As浓度轻微地高于上述标准的要求。从大米Cd累积来看,BC和MBC处理均能显着降低大米Cd含量（P<0.05）,且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其中,LDHs-Si@MWBC、WSBC、PMBC和CSBC对大米Cd累积的抑制效果较好,约为60%。盆栽实验和田间原位试验共同证实,PMBC及其MBC均能有效地抑制大米i As和Cd的累积,说明PMBC及其MBC在As和Cd复合污染水稻田土壤的修复方面具一定的潜力。值得注意的是,LDHs-Si@BC对水稻的根、茎叶、籽粒及总生物量都有明显的抑制作用,其层状结构对土壤As和Cd的同步钝化也未起到作用,不推荐作为As和Cd复合污染土壤的修复材料。相比而言,Fh@BC对大米As、i As和Cd的累积都具有良好的抑制作用,加之其制备过程更为简易,具有作为As和Cd复合污染土壤修复材料的潜力。
冯亚松[4]（2021）在《镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评》文中认为工业污染场地的绿色可持续修复及安全再利用不仅是当前环境岩土工程学科的难点,也是我国污染场地修复工作的迫切需求。当前固化稳定化技术中广泛使用的水泥具有能耗高、污染重等环境友好性差的弊端。因此研发可持续固化剂并开展固化工业重金属污染土的效果测评研究,对丰富环境岩土工程的研究内容,推进我国污染场地修复具有重要意义。本文以国家重点研发计划项目（No.2019YFC1806000）、国家自然科学基金项目（Nos.41877248、41472258）、国家高技术研究发展计划项目（No.2013AA06A206）和江苏省环保科研课题（No.2016031）为依托,以工业重金属污染土的高效修复和工业废弃物的资源化利用为目标,结合我国工业污染场地污染特征和绿色可持续修复需求,通过室内试验、现场试验及数值模拟,对可持续固化剂研发与性能测评进行了系统研究。取得主要研究成果如下:（1）研发了针对镍锌污染土的钢渣基可持续固化剂,查明了固化土的环境土工特性。通过室内试验,研究了钢渣基固化剂对污染土无侧限抗压强度、重金属浸出浓度、酸碱度、电导率和基本土性等环境土工特性参数的影响规律。结果表明:钢渣基固化剂能够提高污染土的无侧限抗压强度和p H值,降低污染土浸出毒性与电导率;钢渣基固化剂加入后,污染土的液限、比表面积、有机质含量、黏粒组分含量降低,阳离子交换量、比重、最大干密度及砂粒组分含量增加。（2）揭示了污染土强度提升和重金属稳定的控制机理。通过对污染土的孔隙结构、酸缓冲能力、重金属化学形态、X射线衍射及对固化剂净浆的X射线衍射、扫描电镜和能谱分析,查明了固化土的微观特性和反应产物。结果表明:水合硅酸钙对土颗粒的胶结作用及钙矾石、氢氧化钙石和重金属沉淀的填充作用,减少污染土孔隙体积,促进固化土强度提升;氢氧化镍、镍铁双层状氢氧化物、锌酸钙和碱式氯化锌等产物、水合硅酸钙的物理包裹及钙矾石的离子交换作用促进重金属化学稳定性增加;碱性反应产物显着提升污染土的酸缓冲能力;污染土酸缓冲能力和重金属化学稳定性的增加共同导致重金属浸出浓度降低。（3）研究了不同拌和含水率和压实状态下固化土的重金属浸出特性。通过毒性浸出和半动态浸出试验,查明了拌和含水率和固化土压实度（干密度）对固化土重金属浸出浓度和表观扩散系数的影响规律。结果表明:拌和含水率（17%～26%）对固化土重金属浸出浓度的影响高达50%;重金属浸出浓度最低值对应的拌和含水率与击实试验获得的固化土最优含水率接近;固化土压实度（75%～100%）的增加促进重金属浸出浓度和重金属表观扩散系数降低。拌和含水率对固化土浸出特性的影响源于重金属化学形态和固化土孔隙分布的差异。重金属化学形态和固化土粒径分布造成不同压实度条件下固化土浸出特性的变化。（4）研究了干湿交替作用下固化土环境土工特性的演化规律。通过改进ASTM D4843试验,分析了干湿交替作用下固化土的质量损失、无侧限抗压强度和重金属浸出浓度的响应过程,阐明了固化土的劣化机理。结果表明:随着干湿循环次数的增加（24次内）,固化土相对累积质量损失率和无侧限抗压强度变化率呈现先增加后降低的趋势,转折点对应干湿循环次数均为18次;重金属浸出浓度变化率呈现先降低后增加的趋势,转折点对应干湿循环次数为6次。固化土劣化的主要原因是固化土的孔隙分布和重金属化学形态变化。（5）测评了扩散和渗透作用下固化土的重金属运移参数。通过柱状扩散试验和柔性壁渗透试验,研究了一维扩散和渗透作用下重金属的运移特征,对比了污染土固化前后重金属的有效扩散系数、分配系数和渗透系数。结果表明:随着扩散时间的增加,与土样接触溶液中重金属浓度增加;随着渗透时间的增加,渗透液中重金属浓度降低。固化剂改变污染土的重金属运移参数。固化剂掺量8%的固化土的镍和锌有效扩散系数分别为污染土的3.75%和3.60%;重金属镍和锌分配系数分别为污染土的169和175倍。固化剂掺量8%的固化土渗透系数较污染土降低约2个数量级。（6）评价了钢渣基固化剂固化土作为道路路基填土的工程、环境和经济性能。通过现场试验,建立了固化土作为路基填土再利用的技术工艺,论证了固化土作为路基填土安全再利用的可行性,并与传统的水泥和生石灰进行了性能比较。结果表明:钢渣基固化剂固化土是一种性能优越的道路路基填土。固化土的回弹模量满足《城市道路工程设计规范》（CJJ37-2012）中快速路和主干路回弹模量设计值,重金属浸出浓度低于《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）中IV类地下水标准限值。钢渣基固化剂工程性能指标与水泥接近,优于生石灰;钢渣基固化剂环境和经济性能指标均优于水泥和生石灰。（7）研究了自然暴露场景下固化重金属污染土的长期稳定性和污染物运移特征。通过现场试验和数值模拟,研究了固化土作为路基填土安全再利用的长期稳定性,预测了固化土中重金属向离场土的运移距离。结果表明:监测600天内,固化土重金属浸出浓度持续降低、回弹模量持续增加。固化土的重金属运移距离小于5 cm;服役50年后,污染土中锌向离场土的扩散距离为18.9 cm,而固化土中锌向离场土的扩散距离为3.2 cm。
秦璐瑶[5]（2020）在《铁基生物炭的制备及在铬治理中的应用研究》文中指出铬是一种重要的工业原材料,近几十年以来,随着工业的发展,人类通过冶金、电镀、皮革鞣制等各种生产活动向环境中排放了大量的铬。环境中的铬主要以三价铬（Cr（Ⅲ））和六价铬（Cr（Ⅵ））的形式存在,与Cr（Ⅲ）相比,Cr（Ⅵ）因氧化性强、溶解度高、易迁移且对生物体的毒性较大,被国际公认为是最致癌的金属之一。铬污染环境治理通常采用化学还原技术,将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ）,以降低Cr（Ⅵ）的毒性。在还原剂当中,铁基材料、硫基材料被广泛使用。虽然纳米硫化亚铁可用于Cr（Ⅵ）还原钝化,但由于其易团聚的缺陷,难以实现规模化使用。为了克服纳米硫化亚铁的应用缺陷,本研究采用液相反应法,以生物炭为支撑载体,壳聚糖为稳定剂,制备了纳米硫化亚铁的改性复合材料FeS-CS-BC,分别研究了FeS-CS-BC在水溶液与土壤中对Cr（Ⅵ）的还原效果,并通过SEM、XRD、FTIR、XPS等表征手段探究了 FeS-CS-BC与Cr（Ⅵ）的反应机理。得到的主要研究结果如下:（1）SEM图像显示FeS-CS-BC改性材料表面上均匀镶嵌着呈片状结构的物质;FeS-CS-BC改性材料的XRD图谱中出现FeS的衍射峰;FTIR图谱显示,与生物炭相比,FeS-CS-BC改性材料上出现了新的官能团-NH2。以上结果表明,纳米硫化亚铁颗粒成功地均匀负载到了生物炭上,且FeS-CS-BC改性材料上的官能团含量高于生物炭的。（2）FeS-CS-BC改性材料对水溶液中的Cr（Ⅵ）有很好的去除效果。在 50 mL 的 Cr（Ⅵ）浓度为 100 mg·L-1 的水溶液中,FeS-CS-BC 对 Cr（Ⅵ）的去除实验结果表明:FeS-CS-BC改性材料的最佳配比为FeS:CS:BC=2:2:1;FeS-CS-BC材料的最佳投加量为0.1 g,Cr（Ⅵ）的去除率可达到98%;在pH=2～10范围内,FeS-CS-BC去除Cr（Ⅵ）的过程几乎不受pH的限制,对Cr（Ⅵ）的去除率基本都保持在96%以上;FeS-CS-BC在去除Cr（Ⅵ）的过程中不受Cl-与SO42-共存离子的影响,NO3-共存离子对Cr（Ⅵ）的去除有一定的抑制作用,但去除率仍可达到88.58%;FeS-CS-BC去除Cr（Ⅵ）的过程是吸附与还原的共同作用,符合伪二阶吸附动力学模型与Redlich-Peterson吸附等温模型。以上实验结果表明FeS-CS-BC适用于去除酸性或中性水溶液中的Cr（Ⅵ）,且去除Cr（Ⅵ）的过程不受Cl-与SO42-共存离子的影响。（3）FeS-CS-BC改性材料对土壤中Cr（Ⅵ）还原钝化的研究结果如下:FeS-CS-BC改性材料的最佳投加量为土壤质量的1.5%,其对Cr（Ⅵ）的还原钝化效率可达到99.29%;当FeS-CS-BC改性材料投加至土壤中老化两周,对Cr（Ⅵ）的钝化效率即可达到90%以上,老化四周后已基本达到稳定;FeS-CS-BC改性材料修复后的土壤在模拟受到地下水/地表水、酸雨的浸沥时,其中Cr（Ⅵ）的浸出浓度分别为0.64 mg·L-1、1.08 mg·L-1,与对照组相比,经FeS-CS-BC修复后的土壤明显降低了 Cr（Ⅵ）的浸出浓度;与对照组相比,通过1.5%的FeS-CS-BC改性材料进行处理后,明显降低了土壤中Cr（Ⅵ）的毒性,种子的发芽率可达到75%。以上实验结果表明FeS-CS-BC改性材料可以有效地还原钝化土壤中的Cr（Ⅵ）,降低土壤毒性,提高土壤颗粒对Cr（Ⅵ）的锁定作用,降低Cr（Ⅵ）向环境中释放的风险。（4）根据本研究的研究结果,FeS-CS-BC改性材料与Cr（Ⅵ）的反应机制可以归纳为:通过FeS-CS-BC改性材料表面的多孔结构及-NH2、-OH、C-O等还原性官能团吸附、还原Cr（Ⅵ）;通过释放的Fe2+、S2-将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ）;通过络合沉淀作用形成Cr（Ⅲ）-Fe（Ⅲ）沉淀。
张旭,章国权,杨炳飞[6]（2020）在《天然多孔矿物材料在土壤改良和土壤环境修复中的应用及研究进展》文中进行了进一步梳理天然多孔矿物在孔隙结构、吸附特性、离子交换特性、催化特性、微溶效应等多方面呈现明显特殊性和优异性,能够有效地改善土壤微环境和修复污染的土壤。文中对天然多孔矿物及其改性材料在土壤改良和土壤环境修复中的应用及研究进展进行了综合阐述,其中包括天然多孔矿物材料的环境属性、结构化学特性、在土壤改良中应用、在重金属污染土壤修复中应用、在有机物污染土壤修复中应用和在病毒污染土壤修复中应用等多个方面的内容,为天然多孔矿物在土壤环境科学研究中使用提供必要的技术依据。天然多孔矿物的资源特性和环境属性非常适合于我国土壤环境的改良和修复的应用条件,具有重要的研究和经济意义。
王平平[7]（2020）在《改性生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附机理及环境行为影响研究》文中指出本论文选取农业废弃物花生壳作为生物炭原料,分别制备了不同热解温度下的花生壳生物炭以及蒙脱土-花生壳复合生物炭和磷酸改性花生壳生物炭材料,结合表征手段,系统研究了生物炭材料对莠去津和烟嘧磺隆的吸附效果、影响因素和机理,探究了蒙脱土复合生物炭和磷酸改性生物炭对莠去津和烟嘧磺隆在土壤中消解的影响,考察了磷酸改性生物炭修复土壤中莠去津污染的同时对细菌群落结构的影响。通过以上研究为生物炭及其复合材料在农药污染阻控及修复方面提供科学的理论依据和技术方法,主要结果如下:1.制备了不同热解温度（300℃、450℃和600℃）和不同除灰处理（未除灰、水洗、酸洗）的9种花生壳生物炭。随着热解温度的升高,生物炭比表面积增大,芳香性增强,极性降低。生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附是疏水性分配作用、孔隙填充作用、氢键、电子供体-受体作用等多种机制共同作用的结果,各部分的作用大小取决于生物炭的炭化程度和农药的初始浓度。酸洗比水洗除灰效果好,灰分可以通过特定的相互作用与莠去津和烟嘧磺隆结合,但高温生物炭的灰分会影响吸附。2.制备了蒙脱土-花生壳复合生物炭（MMT/BC）,与生物炭（BC）相比,MMT/BC的孔容和孔径增大,比表面积减小,芳香性减弱。MMT/BC对莠去津和烟嘧磺隆的吸附能力高于BC,约是BC的3倍。两种生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的共同作用机制包括疏水性分配作用、孔隙填充、氢键、p/π-π电子供体-受体作用、静电作用。对于MMT/BC,蒙脱土的表面吸附和层间相互作用在莠去津和烟嘧磺隆的吸附中占主导地位。3.制备了磷酸改性花生壳生物炭（H3PO4-BC）,其具有更大的比表面积、孔容和更多的微孔结构,更丰富的官能团、更强的芳香性和更好的热稳定性。吸附实验结果表明BC和H3PO4-BC对莠去津和烟嘧磺隆的吸附是疏水性分配作用、孔隙填充、氢键、p/π-π电子供体-受体作用、静电作用等多种机制共同作用的结果。H3PO4-BC对莠去津和烟嘧磺隆的吸附能力与BC相比高出两个数量级,是由于H3PO4-BC更大的表面积、更多的孔结构、含氧基团和芳香结构提供了更多的吸附位点、氢键供体,增大了供体-受体作用。4.研究了莠去津和烟嘧磺隆在土壤及MMT/BC-土壤、H3PO4-BC-土壤混合体系中的消解规律,结果表明MMT/BC和H3PO4-BC的强吸附作用抑制了莠去津在土壤中的消解,但加速了烟嘧磺隆的消解,MMT/BC促进了烟嘧磺隆在土壤中的化学降解,而H3PO4-BC主要通过刺激微生物的活性加速了烟嘧磺隆的微生物降解。5.采用室内土壤培养的方式,运用Illumina MiSeq高通量测序技术研究了三种处理方式对土壤细菌多样性和群落结构的影响。分析结果表明莠去津处理会降低土壤细菌群落多样性,H3PO4-BC的添加可在一定程度上缓解该抑制。与空白对照相比,莠去津处理和H3PO4-BC对莠去津的修复处理均会对土壤门水平的细菌有影响,但在实验结束前基本恢复。LefSe结果表明,经过莠去津处理后的土壤中具有莠去津降解能力的Sphingomonas和Nocardioides显着增加,H3PO4-BC修复处理后细菌物种数增加,除了具有降解莠去津功能的Sphingomonas和Nocardioides外,还增加了高效溶磷细菌Bacillus,可将土壤中固定态磷转化为供植物吸收的游离态磷。
何宝南[8]（2020）在《纳米乳化油在多孔介质中的吸持残留堵塞机制研究》文中指出乳化油作为一种新型缓释碳源在地下水污染原位修复过程中出现的堵塞现象是制约该技术发展的主要瓶颈。虽然粒径优化后的纳米乳化油（NEVO）能在一定程度上缓解物理截留堵塞,但仍有吸持残留的存在,对传质和修复效率仍有影响。因此,进一步研究NEVO在多孔介质中的吸持残余机理,对于寻求原位修复过程中含水层堵塞的缓解方法具有重要意义。本文针对NEVO残留问题,利用批实验、柱实验、特性表征以及三维重构等手段,深入刻画表征NEVO在多孔介质中吸持残留过程、形态及特征,探讨了其控制影响因素及机理,进而对介质粒径、均质性以及流速等条件分析,优选了缓解吸持残留的有效手段,主要成果如下;（1）NEVO在多孔介质中的吸持残留是NEVO和介质性质综合作用的结果。研究结果表明:毛细数（<1）、邦德数（>1）、粘度及稳定性决定了NEVO与水相吸湿排干的差异;孔应变、表面粗糙度和界面效应对NEVO残留起协同作用。在这些因素影响下,NEVO在试验采用的粗、中和细砂中的残留率分别为85.9%,72.2%和46.3%。界面效应是影响NEVO残留的主控因素,包括固相表面和气液界面,贡献率分别为47.33%,45.16%和35.63%。这其中,界面张力与毛细半径是本质原因,它们通过毛细上升高度来体现。（2）根据X射线微断层扫描（XMT）得出的NEVO在孔隙介质中的残留结果,结合分形理论,本研究提出了一套基于自然间断法耦合XMT技术的残余形态量化识别方法,有效解决了已有方法在识别量化过程中的主观性和不兼容性。该方法应用于实验采用的粗、中、细三种砂时,量化识别出的四种残余形态分别为:簇状（10.016.2%）,喉道和角隅状（7.413.1%）,膜状（0.81.5%）。结合孔隙介质与残留形态特征进一步分析结果显示:孔隙和喉道半径、喉道长度控制着簇状残余,界面张力、孔角半径和形状决定了角隅和喉道残余,而表面粗糙度主导了膜状残余。所识别量化的残余形态均能较为合理的解释其大小和机制,证实了方法的合理性。（3）NEVO吸持残留缓解措施评估结果表明,对介质粒径、均质性和流速的调控能有效缓解NEVO吸持残留,粒径越大,均质性越强和流速越快,残留越少。XMT扫描结果显示:调控使部分簇状和喉道状残余转为膜状和角隅状的同时,还有大部分的减少量,这部分减少量即为吸持残留缓解的主要原因;综合成本和可行性考虑,增大单个流速参数是最经济有效的缓解NEVO吸持残留的手段。
王艳龙[9]（2020）在《纳米零价铁与土壤主要组分的相互作用及其环境效应》文中研究指明纳米零价铁（nZVI）具有良好的还原活性和吸附性能,已在土壤和地下水污染修复中应用。黏土矿物和溶解性有机质（DOM）广泛分布于自然水体。它们是土壤和沉积物的主要组分,对土壤的性质和生态功能具有重要的影响。nZVI进入环境后会与黏土矿物和DOM相互作用,影响它们的化学性质以及nZVI的形态和功能。因此,本论文首先研究了3种不同性质nZVI(20和100 nm的nZVI以及表面修饰羧甲基纤维素钠（CMC）的20 nm nZVI(nZVIcmc))与2种黏土矿物（高岭石和蒙脱石）和2种不同来源DOM（腐殖酸和富里酸）的相互作用,探讨了nZVI与黏土矿物异相团聚的机理以及nZVI选择性吸附对DOM化学稳定性和nZVI形态转化的影响,解析了nZVI与黏土矿物异相团聚对有机碳组分的固定作用,并模拟研究了nZVI在12种土壤中的形态转化及对土壤理化性质的影响。主要研究结果如下:（1）研究了nZVI与黏土矿物在不同p H与质量比条件下的异相团聚过程和机理。在中性和碱性条件下,路易斯酸碱作用控制着nZVI与黏土矿物界面反应,而在酸性条件下,静电作用、路易斯酸碱作用和范德华力作用共同影响着两者的界面反应。碱性条件下,nZVI与黏土矿物的团聚主要以边吸附为主,而中性和酸性条件下两者团聚即有边吸附也有面吸附。中性条件下,nZVI浓度相对较低时以小团聚体形式主要吸附在黏土矿物边缘,随着nZVI浓度的增加,小团聚体进一步吸附桥联更多nZVI,形成大团聚体,并逐渐延伸到黏土矿物面上。（2）研究了nZVI选择性吸附DOM及其对两者化学稳定性的影响。富含羧基和羟基官能团的大分子（>3 k Da）脂肪族碳氢化合物可以通过配体交换作用优先吸附在nZVI表面,小分子不饱和氨基酸和醌类芳香族化合物难被吸附而残留;表面修饰CMC会抑制nZVI吸附DOM。由于水中残留态DOM对溶出铁离子的络合作用以及表面吸附态DOM醌酮类组分的电子传递作用,DOM可以加速nZVI核-壳结构中Fe0内核的氧化。与原始DOM相比,nZVI表面吸附态有机质的化学稳定性更高,而nZVI吸附后水中残留态DOM的化学稳定性相对较低,更易被KMn O4化学氧化和光化学降解。（3）研究了nZVI和黏土矿物在DOM溶液中的异相团聚与吸附行为。在DOM溶液中,裸露nZVI易与蒙脱石形成异相团聚体,而nZVIcmc更易和高岭石团聚。与黏土矿物相比,裸露nZVI与黏土矿物形成的异相团聚体促进吸附固定DOM,而nZVIcmc与黏土矿物作用抑制吸附固定DOM。DOM溶液中芳香性碳更易吸附在nZVI-黏土矿物团聚体表面,而nZVI-蒙脱石团聚体优先吸附芳香性大分子量的有机碳。nZVI和黏土矿物的异相团聚和竞争吸附会影响两者表面吸附固定DOM组分,两者形成的异相团聚体决定对DOM组分的固定作用,与两者添加顺序无关。（4）研究了nZVI在12种土壤中混合培育60天期间的形态转化及对土壤理化性质的影响。添加nZVI会增强固定土壤中芳香性碳,降低土壤氧化还原电势,而对土壤p H、电导率、Zeta电位等指标的影响取决于土壤类型和含水率。与淹水状态相比,土壤含水率为70%条件可以加速nZVI核-壳结构中Fe0的氧化,而30%土壤含水率不利于Fe0的氧化;nZVI核-壳结构在培育过程中因氧化、溶解而逐渐坍塌,并胶结于粘土矿物表面,氧化产物主要为磁赤铁矿（γ-Fe2O3）和磁铁矿（Fe3O4）。淹水条件下,nZVI内核Fe0的氧化量与土壤初始p H显着负相关（p<0.05）。在土壤中老化后,nZVI主要以有机络合态和铁锰结合态存在,而生物可利用态（离子交换态和碳酸结合态）可以忽略。
阮博[10]（2020）在《蒙脱石介导鞘氨醇单胞菌GY2B降解菲过程的作用机制研究》文中认为多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）等有机污染物通过各种途径在环境中累积,极大地威胁到人类健康和生态环境安全。有机污染土壤中活性降解菌与土壤中矿物之间缓慢、持续的共存关系是表生环境中特别重要的环境地球化学过程之一,对土壤中PAHs的修复起着重要的调控作用。本论文选取PAHs中的模式化合物菲（Phenanthrene）为研究对象,利用从PAHs污染土壤筛选出的高效降解菌—鞘氨醇单胞菌（Sphingomonas sp.）GY2B,与自然界广泛存在的粘土矿物蒙脱石（Mt）结合,构建粘土-微生物复合体,极大地提升了对菲的降解效率。同时,为进一步探究菲、降解菌、蒙脱石三者之间相互作用机制,将此复杂体系划分为微生物在矿物表面的吸附、矿物对微生物生长及活性的影响、微生物对矿物的理化性质和结构的影响等方面,即通过对吸附、降解、矿物溶解等过程的深入剖析,系统地阐述粘土-微生物复合体中粘土与微生物的界面反应机制、菲的降解机理、细菌对矿物理化性质的影响机制,以期为菲等PAHs的生态修复和矿物材料的环境应用提供理论支撑。上述研究取得以下成果:（1）探究了菲生物降解过程中细菌对矿物（包括蒙脱石和硬脂酸改性蒙脱石）的结构、表面形貌及物理化学性质的影响。首先,进行了微生物-矿物复合体对菲的降解实验,在48 h内复合体对初始浓度为100 mg L-1的菲能够降解达到99%以上,相比游离GY2B的降解（约为80%）,经蒙脱石吸附固定后的复合体对菲的降解具有明显的优势,表明粘土矿物的加入促进了细菌的增殖和菲的降解。然后采用多种表征手段评价细菌对蒙脱石及改性蒙脱石结构和形貌的改变,特别是测定溶液中矿物主要元素Si和Al的溶出浓度,揭示了矿物溶解过程中四面体片中Si的优先溶出规律。最后,对粘土矿物介导菲降解过程中矿物的溶出机制进行了分析,即pH效应和配体促进共同作用的结果。（2）揭示了鞘氨醇单胞菌GY2B在蒙脱石表面吸附作用机制。采用吸附动力学和吸附热力学模型结合扩展DLVO理论研究了细菌在蒙脱石表面的吸附过程。实验结果能够很好地符合准二级动力学模型（R2=0.997）和Langmuir模型（R2=0.995）。热力学分析揭示了此吸附过程为物理吸附过程的本质,这点能够被扩展DLVO理论证实。测定了不同离子强度下蒙脱石与细菌的表面特性（Zeta电位,水动力学直径和疏水性）,并以此计算了它们之间相互作用能,结果显示在低离子强度下（1-20 m M）,细菌吸附在矿物表面主要受长程DLVO力驱动（如静电斥力）,而在高离子强度下（50-100 m M）,短程（分离距离<5 nm）疏水性作用力和范德华力在矿物对细菌的吸附过程中起到重要作用。（3）在低有机质水环境下,系统研究了两种典型粘土矿物蒙脱石、高岭石对水相中低浓度(1 mg L-1及以下)菲的吸附特性和吸附机理。探究了不同环境因素如反应时间、溶液pH、矿物投加量、离子强度、温度等因素对矿物吸附菲的影响。实验发现,在反应开始60 min内菲便能快速达到吸附平衡,且准二级动力学模型与实验数据能够很好地吻合。实验中溶液pH对菲吸附过程的影响并不明显,这是由于菲在选定的pH范围内无法发生电离导致的;离子强度的加入能够极大促进菲在矿物表面的吸附,这主要是由于盐析作用。矿物对菲的吸附过程是一个放热过程,低温更有利于菲的吸附。饱和阳离子蒙脱石吸附实验表明,菲在矿物表面的吸附过程既有疏水性作用的驱动,又受到矿物比表面积和层间可交换阳离子类型的影响。实验中蒙脱石对菲的吸附能力明显优于高岭石,一是由于比表面积的差异,二是与阳离子交换能力的强弱有关。
二、粘土矿物在环境修复中的研究进展（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、粘土矿物在环境修复中的研究进展（论文提纲范文）
（1）基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 我国地下水污染现状 |
| 1.2.2 地下水修复技术 |
| 1.2.3 “智能”生物响应材料 |
| 1.2.4 环境修复“热点”材料的研究动态 |
| 1.2.5 CaO_2在环境治理中的研究动态 |
| 1.2.6 纳米CaO_2制备技术 |
| 1.2.7 “靶向修复”技术应用前景分析 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 主要内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.4 研究方法与技术 |
| 1.4.1 场地地下水污染问题概化 |
| 1.4.2 实验技术手段 |
| 1.4.3 研究技术思路 |
| 1.4.4 研究技术流程 |
| 第二章 纳米Fe(OH)_3干扰下PNP测定方法 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要实验仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 实验试剂的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PNP工作曲线 |
| 2.3.2 Nano-Fe(OH)_3溶液 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 分析谱线选择的研究 |
| 2.4.2 甲醇和抗坏血酸的作用 |
| 2.4.3 纳米Fe(OH)_3胶体与共存在离子的影响 |
| 2.4.4 盐酸和抗坏血酸用量的影响 |
| 2.4.5 温度和时间的影响 |
| 2.4.6 方法准确度与精密度 |
| 2.5 研究前景评述 |
| 2.5.1 环境效应 |
| 2.5.2 不足之处与展望 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 地下水PNP污染的CaO_2/Fe(Ⅱ)类芬顿修复机理 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 降解实验过程 |
| 3.3.2 降解体系对水质影响实验 |
| 3.3.3 体系活性氧捕获实验 |
| 3.3.4 降解产物捕获实验 |
| 3.3.5 测试方法 |
| 3.3.6 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 CaO_2/Fe(Ⅱ)体系对水质影响 |
| 3.4.2 过氧化氢释放规律 |
| 3.4.3 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解PNP的内在机理 |
| 3.4.4 CaO_2和Fe(Ⅱ)投放量 |
| 3.4.5 地下水化学条件 |
| 3.4.6 溶解态离子的变化 |
| 3.4.7 降解产物和降解路径 |
| 3.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 3.5.1 场地地下水污染概化 |
| 3.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 3.5.3 原位修复效益评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 地下水PNP-Cd复合污染的pH响应型纳米CaO_2修复机理 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 测试方法 |
| 4.3.3 材料表征 |
| 4.3.4 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 纳米过氧化钙的制备 |
| 4.4.2 纳米过氧化钙的表征 |
| 4.4.3 Fe(Ⅱ)催化nano-CaO_2去除PNP和 Cd的性能研究 |
| 4.4.4 Nano-CaO_2/Fe2?体系中活性氧的研究 |
| 4.4.5 Fe(Ⅱ)和Nano-CaO_2投放量的影响 |
| 4.4.6 Nano-CaO_2的pH响应性论证 |
| 4.4.7 地下水动力、温度和光照条件的影响 |
| 4.4.8 地下水水化学条件的影响 |
| 4.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 4.5.1 场地地下水复合污染概化 |
| 4.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 4.5.3 原位修复效益评估 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 基于pH响应型纳米CS/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 主要实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 测试方法 |
| 5.3.3 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 5.4.2 试剂添加顺序对合成效果的影响 |
| 5.4.3 CS/CaO_2材料pH响应性验证 |
| 5.4.4 技术应用——地下水六价铬污染修复 |
| 5.4.5 技术应用——地下水中对硝基苯酚的原位修复 |
| 5.4.6 技术应用——重金属污染地下水的修复 |
| 5.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 5.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 5.5.2 原位修复效益评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 基于pH响应型纳米EPO/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂材料 |
| 6.2.2 主要实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验步骤 |
| 6.3.2 测试方法 |
| 6.3.3 数据分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 6.4.2 EPO/CaO_2纳米材料pH响应性验证 |
| 6.4.3 技术应用-修复六价铬 |
| 6.4.4 技术应用-地下水对硝基苯酚有机污染的原位修复 |
| 6.4.5 技术应用-重金属污染地下水的修复 |
| 6.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 6.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 6.5.2 原位修复效益评估 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 Nano-CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的DFT预测与实验验证 |
| 7.1 研究背景 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 AOPs降解TCEP环境学背景 |
| 7.2.2 模拟流程 |
| 7.2.3 DFT计算细节 |
| 7.2.4 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的实验过程 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 HAP和 RAP反应机理 |
| 7.3.2 后续转化机理 |
| 7.3.3 AOPs中生成其它官能团的可能机理 |
| 7.3.4 实验验证结果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究特色与创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（2）马基诺矿的制备及其去除水体中Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水资源重金属污染概况 |
| 1.1.1 水污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染的来源及危害 |
| 1.1.3 重金属污染的去除方法 |
| 1.2 铁硫化物用于重金属水污染处理的研究概况 |
| 1.2.1 几种常见铁硫化物及其去除重金属的应用 |
| 1.2.2 马基诺矿的研究现状 |
| 1.3 选题依据与研究内容 |
| 第二章 马基诺矿的制备及其去除水体中重金属镉的性能 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 马基诺矿的制备 |
| 2.2.4 马基诺矿的表征 |
| 2.2.5 重金属Cd(Ⅱ)的去除实验 |
| 2.2.6 分析测试方法 |
| 2.2.7 理论依据 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同铁硫投加比合成样品去除镉效果 |
| 2.3.2 马基诺矿的表征 |
| 2.3.3 FeS_m对Cd(Ⅱ)的去除性能的研究 |
| 2.3.4 FeS_m对Cd(Ⅱ)的吸附动力学及热力学研究 |
| 2.3.5 FeS_m去除Cd(Ⅱ)的机理探讨 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 镉促进马基诺矿去除水体中砷的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 马基诺矿的制备 |
| 3.2.4 FeS_m去除As(Ⅴ)的实验 |
| 3.2.5 Cd(Ⅱ)存在时FeS_m去除As(Ⅴ)的对比实验 |
| 3.2.6 分析测试方法 |
| 3.2.7 理论依据 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 FeS_m去除As(Ⅴ)的性能研究 |
| 3.3.2 As(Ⅴ)与Cd(Ⅱ)共存时FeS_m去除As(Ⅴ)的研究 |
| 3.3.3 有无镉存在时FeS_m去除As(Ⅴ)的pH值变化及zeta电势 |
| 3.3.4 有无镉存在时FeS_m去除As(Ⅴ)反应后样品的XPS表征 |
| 3.3.5 有无镉存在时FeS_m去除As(Ⅴ)反应后样品的ATR-FTIR分析 |
| 3.3.6 Cd(Ⅱ)促进FeS_m去除As((Ⅴ)的机理总结 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤As和Cd的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.1 土壤As的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.2 土壤Cd的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.3 土壤As和Cd复合污染概况 |
| 1.2 土壤As和Cd的环境行为及影响因素 |
| 1.2.1 土壤As和Cd的赋存形态 |
| 1.2.2 土壤As和Cd生物有效性的影响因素 |
| 1.2.3 水稻土As和Cd的环境行为差异 |
| 1.3 水稻对As和Cd的吸收累积 |
| 1.3.1 土壤溶液As和Cd的赋存形态 |
| 1.3.2 水稻根表铁膜的作用机制 |
| 1.3.3 水稻As和Cd的吸收累积机制 |
| 1.3.4 大米As和Cd的富集差异 |
| 1.4 土壤As和Cd污染的修复策略 |
| 1.4.1 降低土壤As和Cd的有效性 |
| 1.4.2 抑制水稻对As和Cd的吸收和转运 |
| 1.5 钝化材料研究现状 |
| 1.5.1 铁锰矿物 |
| 1.5.2 磷基材料 |
| 1.5.3 硅基材料 |
| 1.5.4 黏土矿物 |
| 1.5.5 生物质炭 |
| 1.6 生物质炭对As和Cd污染土壤修复的效果 |
| 1.6.1 生物质炭的性质 |
| 1.6.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.6.3 生物质炭对水稻土As和Cd有效性的影响 |
| 1.6.4 生物质炭对水稻As和Cd吸收累积的影响 |
| 1.6.5 不确定性 |
| 1.7 本研究的背景、内容及技术路线 |
| 1.7.1 背景意义 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 1.7.4 技术路线 |
| 第2章 生物质炭对As和Cd复合污染土壤修复的整合分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 数据来源与筛选 |
| 2.1.2 数据提取与分类 |
| 2.1.3 效应值计算 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物质炭对As和Cd的有效性和植物累积的总体效应 |
| 2.2.2 生物质炭对土壤As和Cd有效性的影响 |
| 2.2.3 生物质炭对作物As和Cd累积的影响 |
| 2.2.4 植物种类和组织部位间As和Cd累积的差异 |
| 2.2.5 不确定性分析及解决思路 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 改性生物质炭同步吸附溶液As(Ⅲ)和Cd(Ⅱ)性能及机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料试剂 |
| 3.1.2 改性与合成 |
| 3.1.3 吸附特性试验 |
| 3.1.4 分析测试 |
| 3.1.5 统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 改性生物质炭的筛选与表征 |
| 3.2.2 pH对吸附性能和材料稳定性的影响 |
| 3.2.3 吸附动力学特征 |
| 3.2.4 吸附等温特征 |
| 3.2.5 吸附机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 改性生物质炭对水稻土As和Cd的同步钝化及机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 分析测试 |
| 4.1.4 统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 改性材料对土壤间隙水和上覆水As和Cd的影响 |
| 4.2.2 氧化还原条件对土壤Fe、As和 Cd溶出特征影响 |
| 4.2.3 改性材料对土壤性质及As和Cd形态的影响 |
| 4.2.4 改性材料的稳定性分析 |
| 4.2.5 改性材料对土壤溶液DOM组分的影响 |
| 4.2.6 潜在机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 改性生物质炭对大米As和Cd累积的抑制效应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 分析测试 |
| 5.1.4 统计分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 改性材料对间隙水性质及As和Cd的影响 |
| 5.2.2 改性材料对成熟期土壤Fe、As和 Cd有效性的影响 |
| 5.2.3 改性材料对水稻生物量和产量的影响 |
| 5.2.4 改性材料对大米As和Cd累积的影响 |
| 5.2.5 土壤-植物特征与As和Cd累积相关性 |
| 5.2.6 田间验证 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论、创新及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题 |
| 附录 |
（4）镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 固化稳定化技术的研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 我国污染场地现状及修复需求 |
| 1.2.2 固化稳定化技术技术特征及应用现状 |
| 1.2.3 固化剂应用现状 |
| 1.2.4 固化稳定化效果评价研究现状 |
| 1.2.5 固化稳定化效果影响因素研究现状 |
| 1.3 钢渣在岩土工程和环境工程的应用现状及发展趋势 |
| 1.3.1 钢渣的物理化学特性 |
| 1.3.2 钢渣在岩土工程中的应用现状 |
| 1.3.3 钢渣在环境工程中的应用现状 |
| 1.3.4 钢渣激发研究现状 |
| 1.4 现有研究存在问题的进一步分析总结及问题的提出 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 钢渣基固化剂处理镍锌污染土的机理研究 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 可持续型固化剂研发 |
| 2.2.1 研发思路 |
| 2.2.2 激发剂筛选 |
| 2.2.3 电石渣和磷石膏的化学属性 |
| 2.3 试验材料与方法 |
| 2.3.1 试验材料 |
| 2.3.2 试验方案 |
| 2.3.3 试样制备 |
| 2.3.4 测试方法 |
| 2.4 固化剂组分优化试验结果 |
| 2.4.1 转炉钢渣、电石渣和磷石膏固化土的强度和重金属稳定率 |
| 2.4.2 固化剂性能影响因素分析 |
| 2.5 BCP固化土环境土工特性 |
| 2.5.1 固化土的基本土性参数 |
| 2.5.2 固化土的酸碱度和电导率 |
| 2.6 BCP固化土的强度特性 |
| 2.6.1 固化土的无侧限抗压强度 |
| 2.6.2 固化土的无侧限抗压强度与酸碱度/电导率的关系 |
| 2.7 BCP固化土的浸出毒性 |
| 2.7.1 硫酸硝酸法重金属浸出浓度 |
| 2.7.2 固化土浸出液的酸碱度和电导率 |
| 2.7.3 重金属浸出浓度与浸出液酸碱度和电导率的关系 |
| 2.7.4 浸提液p H对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.7.5 液固比对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.8 BCP固化土的环境土工特性变化机理 |
| 2.8.1 固化土的酸缓冲能力 |
| 2.8.2 固化土中重金属化学形态 |
| 2.8.3 固化土的孔隙特征 |
| 2.8.4 BCP固化剂与重金属镍和锌反应机理 |
| 2.8.5 BCP掺量和龄期对固化土环境土工特性影响机理 |
| 2.9 本章小结 |
| 第三章 拌和含水率和压实度对固化稳定化效果影响研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方案 |
| 3.2.3 试样制备 |
| 3.2.4 测试方法 |
| 3.3 污染土拌和含水率对固化土环境土工特性影响 |
| 3.3.1 无侧限抗压强度 |
| 3.3.2 重金属浸出浓度 |
| 3.3.3 固化土酸碱度 |
| 3.3.4 固化土含水率 |
| 3.3.5 固化土干密度和比重 |
| 3.3.6 固化土颗粒分布 |
| 3.3.7 重金属化学形态 |
| 3.3.8 固化土孔径分布 |
| 3.3.9 固化土微观形态 |
| 3.3.10 固化剂掺量和污染土拌和含水率进行优化 |
| 3.4 压实度对固化土环境土工特性影响 |
| 3.4.1 无侧限抗压强度 |
| 3.4.2 重金属浸出浓度 |
| 3.4.3 固化土酸碱度 |
| 3.4.4 固化土界限含水率 |
| 3.4.5 固化土粒径分布 |
| 3.4.6 重金属的化学形态 |
| 3.4.7 固化土粒径减小后金属浸出浓度 |
| 3.4.8 固化土半动态浸出特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 干湿交替作用下固化土重金属浸出行为演化规律研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 试样制备 |
| 4.2.4 测试方法 |
| 4.3 传统试验方法测试结果与讨论 |
| 4.3.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.3.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.3.3 重金属浸出浓度和重金属全量空间分布 |
| 4.3.4 试样破坏情况 |
| 4.3.5 ASTM D4843 试验方法的局限性 |
| 4.4 改进试验方法测试结果与讨论 |
| 4.4.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.4.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.4.3 土样空间均质性 |
| 4.4.4 试样破坏情况 |
| 4.4.5 土样中重金属浸出浓度和全量 |
| 4.4.6 土样pH值 |
| 4.4.7 土样干密度和粒径分布 |
| 4.4.8 重金属化学形态 |
| 4.4.9 土样孔隙分布 |
| 4.5 土样环境土工参数变化对应的干湿循环次数比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 固化土重金属扩散和渗流运移参数测评研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方案 |
| 5.2.3 试样制备 |
| 5.2.4 试验方法 |
| 5.3 扩散试验结果与讨论 |
| 5.3.1 试验前后土样土性指标 |
| 5.3.2 试验前后土样孔隙水中金属浓度 |
| 5.3.3 上层溶液金属浓度 |
| 5.3.4 有效扩散系数和分配系数计算 |
| 5.3.5 有效扩散系数的讨论 |
| 5.4 渗透试验结果与讨论 |
| 5.4.1 渗透系数 |
| 5.4.2 渗出液pH值 |
| 5.4.3 渗出液镍和锌浓度 |
| 5.4.4 渗出液钙浓度 |
| 5.4.5 USEPA 1314和USEPA 1316 试验结果比较 |
| 5.4.6 基于柔性壁渗透试验结果求算重金属运移参数 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 重金属污染土固化稳定化现场试验研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 试验场地 |
| 6.2.1 污染场地概况 |
| 6.2.2 污染土 |
| 6.2.3 下卧土 |
| 6.2.4 固化剂 |
| 6.3 固化稳定化修复 |
| 6.3.1 试验方案 |
| 6.3.2 施工工艺 |
| 6.4 固化稳定化效果评价 |
| 6.4.1 取样点位 |
| 6.4.2 测试方法 |
| 6.5 试验结果与讨论 |
| 6.5.1 气温及固化土温度 |
| 6.5.2 干密度和含水率 |
| 6.5.3 贯入阻力 |
| 6.5.4 回弹模量 |
| 6.5.5 无侧限抗压强度 |
| 6.5.6 固化土浸出毒性、酸碱度和电导率 |
| 6.5.7 固化土中重金属化学形态 |
| 6.5.8 下卧层土重金属全量 |
| 6.5.9 BCP与传统固化剂性能比较 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 固化污染土填筑路基的耐久性与重金属运移特征研究 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 试验场地概况 |
| 7.2.1 污染场地概况 |
| 7.2.2 污染土 |
| 7.2.3 离场土 |
| 7.2.4 固化剂 |
| 7.3 固化稳定化修复及监测 |
| 7.3.1 试验方案 |
| 7.3.2 固化稳定化施工工艺 |
| 7.3.3 原位测试及取样点位 |
| 7.3.4 测试方法 |
| 7.4 试验结果与讨论 |
| 7.4.1 试验期间气象条件 |
| 7.4.2 干密度 |
| 7.4.3 贯入阻力 |
| 7.4.4 回弹模量 |
| 7.4.5 重金属浸出浓度 |
| 7.4.6 固化土p H值和EC值 |
| 7.4.7 固化土中重金属化学形态分布 |
| 7.4.8 固化土重金属向离场土运移特征 |
| 7.4.9 固化土重金属向离场土体扩散运移距离预测 |
| 7.4.10 多场作用下固化土土性参数空间变异性 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 后续研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间科研成果 |
（5）铁基生物炭的制备及在铬治理中的应用研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国铬污染现状 |
| 1.2 铬污染来源及危害 |
| 1.2.1 铬污染的来源 |
| 1.2.2 铬污染的危害 |
| 1.3 铬污染治理技术 |
| 1.3.1 铬污染水体治理技术 |
| 1.3.2 铬污染土壤治理技术 |
| 1.4 生物炭在环境修复中的应用 |
| 1.5 硫化亚铁在环境修复中的应用 |
| 1.6 文献计量学分析 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 铁基生物炭FeS-CS-BC的制备及表征 |
| 2.1 材料与设备 |
| 2.2 实验与方法 |
| 2.2.1 生物炭的制备 |
| 2.2.2 FeS-CS-BC改性材料的制备 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.3 分析与讨论 |
| 2.3.1 SEM表征 |
| 2.3.2 XRD表征 |
| 2.3.3 FTIR光谱分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 FeS-CS-BC改性材料对水溶液中Cr(Ⅵ)的去除研究 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 批量试验 |
| 3.2.2 材料表征分析 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.3 分析与讨论 |
| 3.3.1 材料配比对Cr(Ⅵ)去除效果的影响 |
| 3.3.2 材料投加量对Cr(Ⅵ)去除效果的影响 |
| 3.3.3 pH对Cr(Ⅵ)去除效果的影响 |
| 3.3.4 共存离子对Cr(Ⅵ)去除效果的影响 |
| 3.3.5 动力学及吸附等温分析 |
| 3.3.6 去除机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 FeS-CS-BC改性材料对Cr(Ⅵ)污染土壤修复效果的研究与评估 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 污染土壤的配制 |
| 4.2.2 老化实验 |
| 4.2.3 Cr(Ⅵ)浸出测试 |
| 4.2.4 种子发芽测试 |
| 4.2.5 测定及分析方法 |
| 4.3 分析与讨论 |
| 4.3.1 材料投加量对Cr(Ⅵ)修复效果的影响 |
| 4.3.2 老化时间对Cr(Ⅵ)修复效果的影响 |
| 4.3.3 土壤中Cr(Ⅵ)的稳定化效果评估 |
| 4.3.4 毒性评估 |
| 4.3.5 修复机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 导师及作者简介 |
| 附件 |
（6）天然多孔矿物材料在土壤改良和土壤环境修复中的应用及研究进展（论文提纲范文）
| 1 天然多孔矿物材料及其分类 |
| 2 天然多孔矿物材料的环境属性和结构化学特性 |
| 2.1 天然多孔矿物的环境属性 |
| 2.2 天然多孔矿物的结构化学特性 |
| 3 天然多孔矿物材料在土壤改良方面的应用及研究进展 |
| 3.1 天然多孔矿物在土壤改良中的应用机理 |
| 3.2 天然多孔矿物在土壤改良中的广泛应用 |
| 4 天然多孔矿物材料在土壤污染修复中的应用及研究进展 |
| 4.1 天然多孔矿物材料在土壤污染修复中的应用机理 |
| 4.2 天然多孔矿物材料在重金属污染土壤环境修复中的应用 |
| 4.3 天然多孔矿物材料在有机污染土壤环境修复中的应用 |
| 4.4 天然多孔矿物材料在生物病毒污染土壤环境修复中的应用 |
| 5 天然多孔矿物材料在土壤改良和土壤环境污染修复的应用前景 |
（7）改性生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附机理及环境行为影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物炭 |
| 1.2.1 生物炭的性质 |
| 1.2.2 生物炭对土壤中农药环境行为的影响 |
| 1.3 改性生物炭材料 |
| 1.3.1 物理改性 |
| 1.3.2 化学改性 |
| 1.3.3 吸附剂浸渍 |
| 1.3.4 磁性修饰 |
| 1.4 生物炭及改性生物炭的表征 |
| 1.5 改性生物炭材料对污染物的吸附能力和机理 |
| 1.6 莠去津和烟嘧磺隆研究概况 |
| 1.6.1 莠去津 |
| 1.6.2 烟嘧磺隆 |
| 1.6.3 生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附研究进展 |
| 1.7 本论文的研究意义和主要内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 花生壳生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 生物炭的制备 |
| 2.2.4 生物炭的表征 |
| 2.2.5 吸附实验 |
| 2.2.6 样品处理与数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭表征 |
| 2.3.2 生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附动力学研究 |
| 2.3.3 生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附等温研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蒙脱土-花生壳复合生物炭材料对莠去津和烟嘧磺隆的吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与材料 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 生物炭材料的制备 |
| 3.2.4 生物炭材料的表征 |
| 3.2.5 吸附实验 |
| 3.2.6 样品处理与数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭材料表征 |
| 3.3.2 复合生物炭的制备条件对莠去津和烟嘧磺隆吸附效果的影响 |
| 3.3.3 莠去津和烟嘧磺隆的吸附动力学研究 |
| 3.3.4 莠去津和烟嘧磺隆的吸附等温研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 磷酸改性花生壳生物炭材料对莠去津和烟嘧磺隆的吸附研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与材料 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 生物炭材料的制备 |
| 4.2.4 生物炭材料的表征 |
| 4.2.5 吸附实验 |
| 4.2.6 样品处理与数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物炭材料表征 |
| 4.3.2 磷酸浓度对改性生物炭吸附莠去津和烟嘧磺隆的影响 |
| 4.3.3 莠去津和烟嘧磺隆的吸附动力学研究 |
| 4.3.4 莠去津和烟嘧磺隆的吸附等温研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 复合生物炭材料对莠去津和烟嘧磺隆在土壤中消解的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与材料 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.2.3 生物炭和供试土壤 |
| 5.2.4 莠去津和烟嘧磺隆在土壤中的消解 |
| 5.2.5 土壤前处理方法 |
| 5.2.6 莠去津和烟嘧磺隆的检测 |
| 5.2.7 方法评价 |
| 5.2.8 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 方法评价 |
| 5.3.2 莠去津在土壤中的消解 |
| 5.3.3 烟嘧磺隆在土壤中的消解 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 磷酸改性生物炭材料对莠去津处理后土壤细菌的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂与材料 |
| 6.2.2 仪器与设备 |
| 6.2.3 供试土壤处理 |
| 6.2.4 土壤DNA提取 |
| 6.2.5 细菌16SrRNA扩增子文库构建和二代高通量测序 |
| 6.2.6 测序结果处理和分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 物种注释与评估 |
| 6.3.2 土壤细菌群落组成分析 |
| 6.3.3 不同处理的土壤样本群落比较分析 |
| 6.3.4 不同处理的土壤样本细菌群落之间的物种差异分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）纳米乳化油在多孔介质中的吸持残留堵塞机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 乳化油结构和性质特征 |
| 1.2.1 乳化油结构特征 |
| 1.2.2 乳化油性质特征 |
| 1.3 乳化油在环境修复中的应用进展 |
| 1.3.1 乳化油功能基材料的发展及应用 |
| 1.3.2 乳化油厌氧发酵降解污染物 |
| 1.3.3 乳化油在多孔介质中的迁移滞留 |
| 1.4 科学问题的提出 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 项目依托及技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第2章 纳米乳化油在多孔介质中吸持残留特征及控制影响因素 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 纳米乳化油结构及基本理化性质的表征 |
| 2.1.3 填充介质基本理化性质表征 |
| 2.1.4 砂芯漏斗释出实验设计及运行 |
| 2.2 纳米乳化油及填充介质的基本理化性质 |
| 2.2.1 纳米乳化油基本理化性质 |
| 2.2.2 填充介质及砂芯漏斗基本理化性质 |
| 2.3 纳米乳化油在非饱和多孔介质中的分布滞留特征 |
| 2.3.1 纳米乳化油在多孔介质中的吸湿排干曲线 |
| 2.3.2 纳米乳化油在非饱和多孔介质中的吸持残留 |
| 2.4 纳米乳化油与水相吸持残留的差异分析 |
| 2.4.1 纳米乳化油吸湿排干的主要驱动力 |
| 2.4.2 纳米乳化油粘度及稳定性的动态变化 |
| 2.5 多孔介质对纳米乳化油吸持残留的影响 |
| 2.5.1 孔应变对纳米乳化油吸持残留影响 |
| 2.5.2 表面粗糙度对纳米乳化油吸持残留影响 |
| 2.5.3 界面效应对纳米乳化油吸持残留影响 |
| 2.6 纳米乳化油吸持残留的综合评估 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 纳米乳化油在微观孔隙中的残余形态识别和形成机制 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 实验柱的构建与表征 |
| 3.1.3 数据的分级与处理 |
| 3.2 纳米乳化油在微孔中的残余及分布特征 |
| 3.3 残余纳米乳化油的量化分级和形态表征 |
| 3.4 纳米乳化油残余的潜在影响因素和机理 |
| 3.4.1 与膜状残留相关的介质表面特性 |
| 3.4.2 角隅和喉道状残余的潜在影响因素 |
| 3.4.3 微孔结构对纳米乳化油簇状残余的影响 |
| 3.5 纳米乳化油在孔隙结构中残留的潜在机理 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 纳米乳化油在多孔介质中吸持残留的缓解途径 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.2 实验柱构建及预处理 |
| 4.1.3 氯离子示踪及测试 |
| 4.1.4 纳米乳化油穿透曲线与残余形态 |
| 4.1.5 纳米乳化油与浊度的标线 |
| 4.2 多孔介质实验柱基本理化性质 |
| 4.2.1 实验柱基本参数 |
| 4.2.2 氯离子示踪结果 |
| 4.2.3 纳米乳化油穿透曲线模型拟合 |
| 4.3 介质粒径对纳米乳化油吸持残留的影响 |
| 4.3.1 介质粒径影响下纳米乳化油的吸持残留 |
| 4.3.2 水流作用下纳米乳化油在不同粒径介质中的残留形态 |
| 4.4 介质均质性对纳米乳化油吸持残留的影响 |
| 4.5 流速对纳米乳化油吸持残留的影响 |
| 4.6 纳米乳化油吸持残留缓解手段的优选评估 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）纳米零价铁与土壤主要组分的相互作用及其环境效应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 纳米零价铁(nZVI)性质和环境应用 |
| 1.2 nZVI在土壤中的形态转化 |
| 1.3 nZVI与土壤空气相互作用及其环境效应 |
| 1.3.1 土壤空气与nZVI相互作用及其对nZVI形态与功能的影响 |
| 1.3.2 nZVI对土壤空气组成的影响及其环境效应 |
| 1.4 nZVI与土壤孔隙水相互作用及其环境效应 |
| 1.4.1 土壤孔隙水与nZVI相互作用及其对nZVI形态与功能的影响 |
| 1.4.2 nZVI在土壤孔隙水中的环境行为 |
| 1.4.3 nZVI对土壤孔隙水组成的影响及环境效应 |
| 1.5 nZVI与土壤黏土矿物相互作用及其环境效应 |
| 1.5.1 土壤黏土矿物与nZVI相互作用及其对nZVI形态与功能的影响 |
| 1.5.2 nZVI对土壤黏土矿物的影响及环境效应 |
| 1.6 nZVI与土壤有机质相互作用及其环境效应 |
| 1.6.1 土壤有机质与nZVI相互作用及其对nZVI形态与功能的影响 |
| 1.6.2 nZVI对土壤有机质组成的影响及其环境效应 |
| 1.7 nZVI与土壤微生物的相互作用及其环境效应 |
| 1.7.1 nZVI对土壤微生物毒性效应机制 |
| 1.7.2 nZVI对土壤微生物群落结构的影响 |
| 1.7.3 土壤微生物与nZVI相互作用及其潜在效应 |
| 1.8 论文选题与研究方案 |
| 1.8.1 论文选题 |
| 1.8.2 研究方案 |
| 2 nZVI与粘土矿物的界面作用和异相团聚 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 材料和表征 |
| 2.1.2 nZVI与黏土矿物共沉降 |
| 2.1.3 nZVI和黏土矿物的自团聚和异相团聚 |
| 2.1.4 异相团聚过程中界面作用能计算 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 nZVI和黏土矿物的理化性质 |
| 2.2.2 nZVI和黏土矿物的自团聚 |
| 2.2.3 不同pH条件下nZVI和黏土矿物的异相团聚 |
| 2.2.4 不同质量比条件下nZVI和黏土矿物的异相团聚 |
| 2.2.5 nZVI-黏土矿物团聚体的透射电镜表征 |
| 2.2.6 不同pH条件下nZVI和黏土矿物相互作用能 |
| 2.2.7 nZVI与黏土矿物的界面作用和异相团聚机理 |
| 2.3 小结 |
| 3 nZVI与DOM的相互作用及其效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料与化学试剂 |
| 3.1.2 DOM在nZVI表面吸附和解吸 |
| 3.1.3 DOM的表征 |
| 3.1.4 nZVI在DOM溶液中的形态转化 |
| 3.1.5 DOM化学稳定性分析 |
| 3.1.6 统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 DOM在nZVI表面的吸附与解吸 |
| 3.2.2 nZVI对DOM的选择性吸附 |
| 3.2.3 DOM与nZVI的界面作用 |
| 3.2.4 DOM对nZVI形态转化的影响 |
| 3.2.5 nZVI选择性吸附对DOM化学稳定性的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 nZVI、粘土矿物在DOM溶液中的吸附与团聚行为 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料与化学试剂 |
| 4.1.2 nZVI和黏土矿物对DOM的吸附 |
| 4.1.3 添加顺序对nZVI和黏土矿物吸附DOM的影响 |
| 4.1.4 DOM溶液中nZVI与黏土矿物的异相团聚 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 nZVI和黏土矿物对DOM的选择性吸附 |
| 4.2.2 nZVI和黏土矿物对DOM的吸附等温线 |
| 4.2.3 nZVI和黏土矿物在DOM溶液中的异相团聚 |
| 4.2.4 nZVI和黏土矿物质量比对DOM吸附的影响 |
| 4.2.5 nZVI和黏土矿物添加顺序对DOM吸附的影响 |
| 4.2.6 nZVI-黏土矿物团聚体吸附DOM的机理 |
| 4.3 小结 |
| 5 nZVI在土壤中的形态转化及对土壤理化性质的影响 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 材料与试剂 |
| 5.1.2 nZVI与土壤混合培育 |
| 5.1.3 土壤理化性质的测定 |
| 5.1.4 nZVI形态分析 |
| 5.1.5 统计分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 nZVI对土壤理化性质的影响 |
| 5.2.2 土壤含水率和土壤类型对nZVI氧化的影响 |
| 5.2.3 土壤含水率对nZVI形态转化的影响 |
| 5.2.4 土壤含水率和土壤类型对Fe元素形态分布的影响 |
| 5.3 小结 |
| 6 研究结论、创新点与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间论文和获奖情况 |
（10）蒙脱石介导鞘氨醇单胞菌GY2B降解菲过程的作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多环芳烃及其危害 |
| 1.2 PAHs污染常用治理技术 |
| 1.2.1 吸附去除PAHs |
| 1.2.2 微生物降解去除PAHs |
| 1.3 粘土矿物及其在环境修复中的应用 |
| 1.3.1 粘土及粘土矿物 |
| 1.3.2 粘土矿物在环境修复方面的应用 |
| 1.4 粘土矿物与细菌吸附作用研究 |
| 1.4.1 矿物对微生物吸附机理的研究 |
| 1.4.2 矿物对微生物吸附的理论与模型研究 |
| 1.4.3 矿物对微生物吸附的表征技术研究 |
| 1.5 粘土矿物-微生物-PAHs相互作用研究 |
| 1.6 研究目的和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的和研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 菲降解过程中鞘氨醇单胞菌GY2B与蒙脱石相互作用机制研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2.2 实验仪器与设备 |
| 2.2.3 鞘氨醇单胞菌GY2B的培养 |
| 2.2.4 蒙脱石-细菌对菲的降解 |
| 2.2.5 材料表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 游离鞘氨醇单胞菌GY2B降解菲实验 |
| 2.3.2 蒙脱石-细菌复合体对菲的降解 |
| 2.3.3 菲降解过程中细菌对蒙脱石理化性质的影响 |
| 2.3.4 菲降解过程中鞘氨醇单胞菌GY2B与蒙脱石相互作用机制 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蒙脱石对鞘氨醇单胞菌GY2B吸附作用机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与材料 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 蒙脱石对鞘氨醇单胞菌的吸附 |
| 3.2.4 蒙脱石与细菌相互作用表征 |
| 3.2.5 蒙脱石与细菌相互作用能的计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附动力学 |
| 3.3.2 吸附等温线及热力学分析 |
| 3.3.3 蒙脱石与鞘氨醇单胞菌GY2B相互作用能计算 |
| 3.3.4 低分子量有机配体对蒙脱石吸附细菌的影响 |
| 3.3.5 蒙脱石吸附鞘氨醇单胞菌GY2B表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 粘土矿物对菲吸附性能与机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与材料 |
| 4.2.2 实验仪器与设备 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 4.2.4 菲的测定分析 |
| 4.2.5 材料表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 反应时间对矿物吸附菲的影响 |
| 4.3.2 pH对矿物吸附菲的影响 |
| 4.3.3 矿物投加量对矿物吸附菲的影响 |
| 4.3.4 离子强度对矿物吸附菲的影响 |
| 4.3.5 温度对矿物吸附菲的影响 |
| 4.3.6 不同饱和阳离子蒙脱石对菲的吸附 |
| 4.3.7 材料表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菲降解过程中鞘氨醇单胞菌GY2B对硬脂酸改性蒙脱石理化性质影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂与材料 |
| 5.2.2 实验仪器与设备 |
| 5.2.3 鞘氨醇单胞菌GY2B的培养 |
| 5.2.4 硬脂酸改性蒙脱石的制备 |
| 5.2.5 改性蒙脱石-细菌对菲的降解 |
| 5.2.6 材料表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 菲降解过程中矿物物理化学特性的变化 |
| 5.3.2 菲降解过程中矿物表面形貌的变化 |
| 5.3.3 菲降解过程中矿物微结构的变化 |
| 5.3.4 菲降解过程中矿物元素的溶出释放 |
| 5.3.5 菲降解过程中矿物溶出机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 本文主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
四、粘土矿物在环境修复中的研究进展（论文参考文献）
- [1]基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究[D]. 夏辉. 沈阳大学, 2021
- [2]马基诺矿的制备及其去除水体中Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）的研究[D]. 张琳. 华中师范大学, 2021(02)
- [3]铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究[D]. 田小松. 西南大学, 2021(01)
- [4]镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评[D]. 冯亚松. 东南大学, 2021(02)
- [5]铁基生物炭的制备及在铬治理中的应用研究[D]. 秦璐瑶. 北京化工大学, 2020(02)
- [6]天然多孔矿物材料在土壤改良和土壤环境修复中的应用及研究进展[J]. 张旭,章国权,杨炳飞. 中国土壤与肥料, 2020(04)
- [7]改性生物炭对莠去津和烟嘧磺隆的吸附机理及环境行为影响研究[D]. 王平平. 中国农业科学院, 2020
- [8]纳米乳化油在多孔介质中的吸持残留堵塞机制研究[D]. 何宝南. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [9]纳米零价铁与土壤主要组分的相互作用及其环境效应[D]. 王艳龙. 浙江大学, 2020(01)
- [10]蒙脱石介导鞘氨醇单胞菌GY2B降解菲过程的作用机制研究[D]. 阮博. 华南理工大学, 2020(01)