一、温度对液态重金属Pb结构变化的影响（论文文献综述）
邢佳[1]（2021）在《污泥基生物炭的制备优化及其对重金属污染土壤的修复》文中提出近年来,随着城镇化水平的快速发展,市政污泥的处理处置问题日益凸显。热解是一种新型的污泥处理处置技术,产生的固态副产物生物炭有望通过土地应用的方式实现污泥资源化要求。但是,污泥基生物炭在土壤应用方面还存在一定的不足,例如,污泥基生物炭的含碳量低,孔隙结构较不发达,富集在污泥基生物炭中的Zn、Cu、As等潜在毒性元素（potentially toxic elements,PTEs）可能引起一定的环境风险,对污泥基生物炭的可溶态组分特征以及其土壤应用过程的生态角色、土壤应用效率和机制尚不明确。因此,针对上述问题,本文以污泥基生物炭为研究对象,围绕制备、优化、土壤应用三个方面展开研究。本文首先以热解温度作为变量因素,考察了污泥基生物炭固态组分以及可溶态组分的特征变化、热解过程中污泥中PTEs的迁移转化、可溶态组分与外源Cu（II）的络合行为,并评估了污泥基生物炭的生物安全性能。随着热解温度上升至700°C,污泥基生物炭的C、H、O、N、S含量逐渐下降,表面官能团吸光强度下降,比表面积、孔隙体积以及孔隙尺寸分别上升至70.79 m2/g、0.128 cm3/g、7.21 nm。污泥基生物炭的可溶性组分中,可溶性有机碳、可溶性有机氮含量随着热解温度的上升而下降,可溶性组分中的羟基、酰胺C=O键、脂肪族C-O-C强度逐渐下降。随着热解温度的上升,可溶性组分的分子量分布越发分散。可溶性组分包含一种蛋白类似物和两种类似于腐殖酸的芳香类物质。随着热解温度的上升,生物炭中的Cu、Zn、As、Pb、Cd以及Cr含量分别上升了81.96%、106.27%、35.98%、84.05%、109.33%以及121.94%,但是可利用态Cu、Zn、As、Pb、Cd、Cr含量分别下降了88.60%、20.78%、18.51%、81.41%、54.3%以及44.28%。较高的热解温度降低了可溶性有机物中的酰胺以及酚基官能团,进而降低了与Cu（II）的络合稳定系数。同时,热解温度提高了生物炭对费氏弧菌、小麦以及土壤微生物的安全性能。此外,本文通过污泥与木屑共热解的方式优化生物炭的理化特征以及降低内源性PTEs的潜在影响,研究了热解温度和掺杂比例对生物炭元素组成、成分、表面形貌和孔隙结构、碳结构、PTEs含量以及形态的影响。研究发现,在同一热解温度下,随着木屑的掺杂比例的上升,共热解生物炭的C含量上升了11.35-71.56%,固定碳含量上升了15.11-151.48%,灰分含量下降了2.12-68.62%,疏水度和芳香度有所提高。木屑的掺杂向生物炭表面引入了脂肪族-CH、C-O-O-、芳香族C=O等官能团。在700°C,当污泥与木屑的掺杂比例为3:1时,生物炭的比表面积达到最大（93.78 m2/g）。共热解生物炭较大的比表面积可能得益于共热解过程中对碳保留率的拮抗作用。一定比例的木屑掺杂量能够有效地降低Cu、Zn、Pb、Cd以及Cr含量,同时明显地提高固定态Zn、As以及Cr含量。关联分析和拉曼光谱证实碳结构变化、固定碳、H/C比、O/C比、p H以及灰分是决定PTEs固定的主要因素。最后,本研究将生物炭应用到重金属污染土壤中,考察不同条件下制备的生物炭对土壤理化特征、重金属钝化效率、土壤微生物活性和群落结构的影响,以期筛选出高效并且环境友好的的生物炭。在土壤孵育过程中,700°C制备的生物炭对土壤p H的促进作用最为明显,低温生物炭能够有效地提高土壤盐度和土壤可溶性有机碳含量。生物炭施用到土壤以后,土壤有效态Pb和有效态Cd含量分别降低了4.76-55.30%及4.81-64.54%,可交换Pb百分含量和可交换Cd百分含量分别降低了6.65-13.41%及6.37-15.27%,但是将固定态Pb百分含量和固定态Cd百分含量提高了3.59-9.97%及3.32-20.24%。生物炭将土壤脱氢酶活性提高了6.29-150.40%,并且提高了土壤微生物的生物量。冗余分析结果表明p H、固定态Pb以及固定态Cd是影响土壤微生物群落结构的主要因素。上述实验结果表明,700°C条件下污泥与木屑1:1的掺杂比例条件下制备的生物炭（S1W1-7）对土壤重金属的固定效率最高,并且能够最大程度上提高土壤微生物活性,改善土壤微生物群落组成。扫描电镜-能谱、X射线衍射以及红外光谱结果表明有机-矿物复合聚集体和表面羧基化可能是引发S1W1-7具有较高的重金属固定效率的原因。
徐光辉[2]（2021）在《冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究》文中提出冻融是我国北方一种典型的气候现象,它会使土壤理化性质发生显着变化,从而可能引起土壤中有机污染物环境行为与归趋的改变。多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类在环境中广泛存在的半挥发性有机污染物,是指由两个或两个以上苯环以稠环形式相连的一类化合物,具有毒性、难降解性、生物累积性,以及致癌、致畸、致突变的“三致”作用,多年来一直是环境领域关注的热点问题。我国土壤中PAHs污染严重,了解PAHs在土壤中的迁移规律,对于评价PAHs对生态系统的潜在风险具有重要意义。到目前为止,它们在冻融循环下的迁移和生物有效性变化情况尚未被研究过。本论文通过研究冻融循环（freeze-thaw cycles,FTCs）对三种土壤（黑土、棕壤、黄土）中典型PAHs-菲、芘和苯并芘的迁移、生物有效性的影响,明确了FTCs过程对土壤PAHs环境行为的影响因素,初步揭示了FTCs过程对土壤中PAHs迁移和生物有效性影响的机理。本研究建立并优化了土壤中PAHs的检测方法,回收率较高,分析方法准确可靠,为接下来的样品分析奠定了基础。进行室内土柱模拟实验和Tenax吸附-解吸实验,分别研究不同FTCs条件下,冻融频次（4、8、16和32）、冻结温度（-5℃、-15℃和-25℃）、含水率（30%、50%和100%）对三种土壤中典型PAHs-菲、芘和苯并芘的迁移和生物有效性的影响情况。研究结果表明,FTCs通过影响土壤的理化性质从而影响PAHs的迁移和生物有效性。FTCs中,土壤理化性质在垂直方向上的变化因土壤类型而不同。经过FTCs后,粘粒胶体含量从柱顶到柱底依次增加。黑土黏粒胶体含量垂直变化显着。同样,其他类型土壤的孔隙度在FTCs后也有增加的趋势。在0℃条件下,PAHs在土壤中的迁移没有明显变化。FTCs增强了PAHs在土柱中的迁移。PAHs在不同土壤中的迁移深度存在显着差异。黑土中PAHs的迁移速率最高,因为黑土中粘粒胶体含量较高。三种PAHs中,菲的迁移率最高,而苯并芘受FTCs的影响较小。水分含量越高,PAHs在土壤中的迁移深度越高。较低的冻结温度导致土壤大颗粒破碎,产生更多的粘粒胶体。FTCs促进了水分的移动,水分渗透到土壤中,增加了粘土胶体的含量和移动,从而促进了PAHs的移动。PAHs的移动性受冻结温度和水分含量的影响显着。较低的冻结温度和较高的含水率可以促进PAHs的运移。三种PAHs在黄土和棕壤土柱中的迁移距离受冻结温度的影响较小,这可能与它们的粘粒含量较低有关。总的来说,冻融作用下,柱中底层土壤粘粒和胶体含量呈现增加趋势,PAHs含量也呈现类似趋势,表明PAHs会随土壤胶体一起迁移。FTCs过程对土壤中PAHs生物有效性的影响是一个复杂的过程,是多种因素综合作用的结果。设定不同的冻融条件（冻结温度、含水率、冻融频次）,采用Tenax（60-80目）对PAHs在三种典型土壤中冻融频次下的生物有效性进行评估。研究结果表明,冻融循环显着影响PAHs在土壤中的生物有效性。PAHs的生物有效性受到冻融频次、含水率、冻结温度、土壤有机质、土壤理化性质以及PAHs性质的影响。与恒温对照相比,冻融循环显着提高了菲在三种土壤中的生物有效性。含水率对PAHs在不同土壤中的生物有效性影响不同,黑土和黄土中,较高的土壤含水率有利于提高菲的生物有效性;相反,较高的含水率反而会降低菲在棕壤中的生物有效性。本研究中,苯并芘未检出,这与苯并芘较高的辛醇水分配系数（log Kow）有关,菲、芘在三种土壤中生物有效性不同。菲和芘在黑土中生物有效性最低,且菲的生物有效性显着高于芘。随着冻融次数的增加,菲和芘的生物有效性先增加后降低,经过8次FTCs后,菲和芘在黑土、黄土以及棕壤中的生物有效性较高。与恒温对照相比,FTCs提高了芘在黑土中的生物有效性,降低了芘在黄土中的生物有效性。三种土壤中,随着冻融循环次数的增加,不同冻结温度条件下（-5℃、-15℃、-25℃）,菲和芘的生物有效性均先升高后降低,冻结温度越低,生物有效性越高。较高的含水率和较低的冻结温度会提高菲和芘在三种土壤中的生物有效性。FTCs对三种土壤中的腐殖质,腐植酸（HA）、富里酸（FA）以及胡敏素（HM）的含量影响显着（p<0.05）。初始条件下,胡敏素（HM）含量最高,显着高于其它组分（p<0.05）;黑土HA/FA（1.28）显着高于黄土（0.85）和棕壤（0.47）,表明黑土的腐殖化程度最高。冻融循环过程中,不同土壤中腐殖质变化不同。总的来说,随着冻结温度和含水率的增加,土壤腐殖化程度增加,并且促进HA和FA向HM转变,显着影响（p<0.05）土壤的腐殖化（HA/FA）程度,冻结温度越低,土壤腐殖化程度越高。三种土壤的比表面积黑土最大,黄土最小。其中,黄土的平均孔体积要大高于黑土和棕壤,总体上,冻融作用会使孔体积变小。黑土比表面积随着冻融频次的增加而下降,吸附点位减少,这可能会导致PAHs生物有效性的增加;而对于棕壤和黄土,其比表面积则随着冻融频次的增加而增加,从而提供了更多的吸附点位,这会导致生物有效性的降低。冻融过程中,冻融频次、含水率和冻结温度对土壤比表面积、孔径以及孔体积的影响显着（p<0.05）,但三种土壤比表面积变化规律不同。FTCs对土壤粒度影响显着,随着冻融条件的变化而变化。初始条件下黑土和黄土中粉粒含量占比最大,显着高于其它组分（p<0.05）。FTCs过程中,不同土壤粒径分布变化不同,含水率对土壤的粒径分布影响显着。土壤含水率、冻融频次和冻结温度通过改变土壤孔隙结构、比表面积和土壤有机质的组分（HA、FA、HM、HA/FA、DOM）来影响PAHs的生物有效性。冻融过程中,温度降低、有机质组分改变、水相变成冰、土壤孔隙结构的改变均能提高PAHs的生物有效性。在高振幅的日或季节温度变化过程中,热应力会驱动土壤颗粒破碎。应力大小取决于温度变化的大小,应力随温度变化的增加而增加。接触应力作用下,粗粒矿物颗粒破碎成较小粒度,形成了更多的吸附点位,从而降低了污染物的生物有效性。冻融循环可能降低污染物在土壤有机质上的扩散速率,从而提高生物有效性;促进化学分子吸附到玻璃态有机质上,导致生物有效性降低;促进橡胶态有机质（HA、FA）向玻璃态有机质（HM）转变,导致生物有效性降低。当土壤比表面积,孔隙度等的初始值很大时,会显着影响PAHs的生物有效性。
李浩宇[3]（2021）在《微波场中黄金浸出尾渣选择性氯化的工艺及机理研究》文中研究表明我国难处理黄金浸出尾渣产量大,渣中含有金、铜和铅等有价元素,是重要的二次资源。传统氯化焙烧可高效挥发其中的有价元素,然而存在焙烧温度高,且采用天然气或煤作为能源,存在二氧化碳排放量大和烟气洗涤困难等弊端。本论文提出了一种低温低排放的微波氯化焙烧新方法。研究了难处理金矿浸出尾渣的工艺矿物学特性。分析了尾渣中不同组分的介电特性随温度的变化规律,及氯化剂对尾渣介电特性的影响。对比研究了常规和微波氯化焙烧中不同温区各组分对固体氯化剂分解的影响,以及金的选择性氯化过程。系统研究了微波功率、氯化剂种类及用量、气氛和流量等因素对氯化焙烧过程的影响。评估了焙烧渣中氯和氰根等有害组分的脱除率,及其对环境的潜在影响。具体研究结论如下:（1）原料主要由Si、Fe、Al、O和S等元素构成,同时包含Au、Cu、Pb和Zn等有价元素;矿物粒度微细,脉石矿物组成复杂,尾渣中的金以微细粒单体金、硫化物包裹金和石英包裹金的形态赋存;氰化物含量较高,为危险废弃物。（2）在氯化焙烧过程中四种选定的氯化剂分解为含氯气体,黄金经选择性氯化以AuCl3气体形式逸出。四种氯化剂中Ca Cl2分解反应较易发生,可在黄金包裹体打开的温区下提供足够的含氯气体,强化黄金及氯元素的挥发。常规氯化焙烧中,在Ca Cl2添加量5%、空气流量100L/h、焙烧温度1273K和焙烧时间15min条件下,金和氯的挥发率分别达到81.23%和89.17%。（3）黄金浸出尾渣中主要组分Fe2O3和SiO2等物相的介电特性差异大,在微波加热过程中形成微区热点和组分间的微观裂纹,可强化氯化焙烧反应动力学。在微波氯化焙烧优化工艺参数焙烧温度1173K、焙烧时间15min、Ca Cl2添加量5%和空气流量100L/h条件下,金和氯的挥发率分别为81.87%和94.85%。与常规氯化焙烧相比,微波氯化焙烧温度可降低100℃。常规和微波氯化焙烧过程的反应活化能分别为40.9k J/mol和27.62k J/mol,相较于常规焙烧过程,微波焙烧过程反应活化能降低了32.47%。（4）经常规和微波氯化焙烧后,黄金浸出渣中氰根含量由515g/t分别下降至4.00g/t和2.45g/t,微波氯化焙烧渣浸出毒性更低。常规和微波氯化焙烧渣中氯含量分别为1.2%和0.22%,表明微波氯化焙烧中更多的含氯气体挥发至烟气中,强化Cu、Pb和Zn等元素的氯化挥发。微波氯化焙烧过程中,更高浓度的含氯气体挥发后经烟气洗涤实现氯元素循环利用,可降低Ca Cl2使用量。
查国正[4]（2021）在《粗硒氧化调控-真空挥发提纯新技术的研究》文中认为世界90%的硒产自铜电解阳极泥,铜阳极泥经综合处理产出杂质种类多、赋存状态复杂的粗硒。如何清洁高效提纯硒,成为行业关注的焦点。采用传统氧化挥发法等手段提纯硒,存在流程长、精硒直收率低、污染严重等缺点。论文以铜阳极泥湿法提硒过程产出的硒渣为研究对象,根据元素的赋存及热力学特性,提出了氧化调控-真空挥发提纯硒新思路,实现硒渣的清洁高效提纯,同时富集银、金等贵金属,为粗硒的综合利用新技术提供参考。论文围绕“氧化调控-真空挥发”的思路,开展了粗硒中杂质赋存特性、杂质氧化调控、硒的真空挥发特性以及真空挥发提纯硒等的理论及实验研究,并进行了扩大化实验。研究获得的主要结论如下:采用SEM-EDS、XPS、EPMA等手段研究了硒渣中元素的赋存特性,开展了杂质饱和蒸气压、分离系数及真空下的热稳定性等热力学研究,阐明真空高温蒸发过程中杂质挥发特性。结果表明:粗硒的主要物相为单质硒,碲、铜、铅等杂质以单质碲、TeO2、PbTe、Cu2Se、PbSe形式赋存。这些杂质与硒的饱和蒸气压接近,Se-Te分离系数相对较小,PbTe、Cu2Se和PbSe在真空下难分解为单质,因此直接采用真空蒸馏提纯硒难度大。通过热力学计算绘制了298K和373K下Se-H2O、Te-H2O、Se-Cu-H2O、Se-Pb-H2O和Te-Pb-H2O体系的电位E-pH图,探讨了杂质在湿法体系中的热力学行为及氧化调控杂质的可行性。结果表明:在酸性体系中,提高氧化还原电位可使单质碲、PbTe、Cu2Se、PbSe氧化调控为难挥发的TeO2、PbSeO3和CuSeO3,而单质硒物相不变。以过氧化氢为氧化剂,开展了氧化调控的实验研究。在过氧化氢与硒渣的液固比为0.15:1的条件下进行杂质氧化调控后,单质硒的化学状态均未发生改变,硒的直收率为90.01%;13.6%碲、6.4%铜和0.9%铅以离子形式进入溶液,其余碲铜铅被氧化为高价氧化态,形成聚集体分散在硒基体中,实现了易挥发的单质碲、PbTe、PbSe、Cu2Se向难挥发的TeO2、CuSeO3和PbSeO3的定向转变。采用真空差重法测定了硒在250℃、300℃、350℃、400℃、450℃和2.3～1500Pa条件下的蒸发速率,获得了不同蒸馏条件下硒的挥发规律:系统压力一定时,硒蒸发速率的对数与温度的倒数存在线性关系;蒸馏温度一定时,硒蒸发速率随系统压强的变化出现最大区、加速区以及缓慢区,蒸发速率与压强存在Logistics非线性关系。同时获得了250～450℃条件下硒的临界压强分别为5.34Pa、12.96 Pa、14.20Pa、33.49Pa和37.06 Pa,临界压强与温度的关系为lgcrit=-4751.3/T+2.6341,当系统压强低于临界压强后,硒以最大蒸发速率挥发。硒最大蒸发速率随蒸馏温度的升高而增大,其关系为lgωe·m=-9385.6/+3.5887。实验最大蒸发速率始终小于理论最大蒸发速率,凝聚系数α介于0.003～0.1之间。针对杂质氧化调控后的粗硒开展了真空蒸馏提纯实验,系统研究了不同蒸馏条件对提纯效果的影响。60g级小型真空蒸馏提纯实验研究表明:各影响因素对物料挥发率的影响由大到小依次为:蒸馏温度>蒸馏压力>蒸馏时间>高径比,各影响因素对挥发物中杂质碲铜铅总含量的影响不显着。在蒸馏温度260℃、蒸馏时间50min、系统压强10Pa、物料高径0.67的条件下,物料的挥发率为92.8%,挥发物中含2.72ppm碲,0.83ppm铜和5.18ppm铅,不同物料提纯后纯度均大于99.98%。0.7kg的公斤级实验结果表明,在460℃、60min、10Pa的蒸馏温度条件下,物料挥发率为89.0%,获得纯度为99.98%的精硒,精硒的直收率为97.44%。残留物中硒、碲、铜和铅的含量分别为19.5%、3.35%、3.29%和10.63%,其主要物相为Na2SO4、PbSeO3和CuSeO3。残留物中银和金分别由原料中的0.27%和103g/t提升至2.42%和937g/t,分别富集了8.96倍和9.0倍;银的回收率为99.7%,金的回收率为99.8%。对一次蒸馏挥发物进行二次真空蒸馏,可获得纯度为99.995%的精硒。通过开展氧化调控-真空挥发放大实验,获得纯度为99.993%的精硒,并产出滤液、冷凝水、熔渣和富银金渣四种副产物。精硒的综合直收率为83.80%,银金的回收率均大于99.4%,生产每吨精硒能耗估算约为1700k W·h。经工艺对比分析,本工艺具有流程短、精硒直收率高、成本低的特点。基于生命周期评价的可持续性评估结果表明:本工艺对环境的影响始终比氧化还原法小,是更具可持续、更清洁的生产工艺。综上,本研究开发的粗硒氧化调控-真空挥发提纯新技术解决了高碲粗硒真空分离硒碲的难题,可由含硒约70%的硒渣提纯制备纯度大于99.99%高品质精硒,同时富集碲、银、金等高附加值金属,实现了粗硒清洁高效提纯,具有很大的工艺应用前景。
郭大川[5]（2021）在《制备温度对松树皮水热炭和生物炭性质的影响及尿素改性生物炭对镉吸附效果研究》文中认为作为一种在限氧或缺氧条件下通过热化学方法获得的富碳物质,生物炭由于官能团种类多、结构稳定、比表面积大、含碳量高等特点,是一种很有前途的环境修复材料。此外,在能量回收、减少温室气体排放与催化等领域,生物炭也拥有广阔的前景。以原木加工而产生的林业废弃物作为制备生物炭的生物质原料,具有数量巨大、来源稳定、可再生能力强等优点;而制备生物炭的热化学转化方式、温度条件以及改性方式对于生物炭的理化性质和吸附性能具有极为重要的影响,探究合适的生物炭制备工艺对于合理利用处置原木加工废料有着深远的意义。本文以新西兰辐射松树皮为原材料,采用水热碳化和热解的方式、在不同的温度条件下分别制备生物炭材料,通过XRD、FTIR、元素分析、工业分析、Boehm滴定等方法对材料主要理化性质进行测定,探究制备温度对材料性质的影响,并进行吸附试验,讨论制备温度对镉吸附性能的影响;同时以廉价尿素为氮源,采用水热-热解联用改性方法引入各类含氮官能团,借此提高生物炭作为吸附剂对镉的吸附能力。具体研究成果如下:（1）随着水热温度由175℃提高到265℃,水热炭的比表面积增大了1.8倍、达到了86.97m2/g,固定碳含量由35.51%增加到55.41%;但阳离子交换量损失了86.21%、下降到5.10 cmol（+）/kg,产率也由75.18%下降至47.83%;反映碳化度与芳香性的H/C出现了轻微下降,表示稳定性、极性和含氧官能团的O/C下降超过50个百分点,降至0.27;FTIR显示水热炭的含氧官能团遭到一定破坏,同时Boehm滴定法也表明总含氧官能团数量出现了轻度下降,其中羧基损失最为显着,由0.676mmol/g下降至0.027mmol/g;水热炭的吸附能力随着制备温度的升高而出现下降,175℃制备的水热炭具备最好的镉吸附性能,但表现出的吸附能力均极为有限,即使是在0.8mg/L的低浓度下去除率也未超过40%。（2）随着热解温度由500℃升高至800℃,生物炭的H/C由0.542下降至0.211、O/C比由0.146下降至0.023,总含氧官能团下降了23.3%、降低至2.489mmol/g,羧基、内酯基几乎完全消失,却使得阳离子交换量提高超过6倍、由6.38 cmol（+）/kg提升至40.81 cmol（+）/kg,比表面积增大近11倍、由47.04 m2/g增大至515.54 m2/g,pH值也得到了较大提高;同时也发现随着热解温度升高,生物炭的镉吸附性能显着提高,800℃下制备的生物炭展现了最为优异的吸附性能,在20mg/L浓度下去除率达到了85%,吸附量提升了6.5倍,达到了7.98mg/g,具有更好的应用前景,而生物炭灰分中较高的碱度可能是导致生物炭吸附性能提升的原因。（3）元素分析和XPS表征结果均表明尿素改性后氮元素被成功引入到生物炭中,总含氮量由0.80%提升至4.81%、提升了6.01倍,表面氮含量由0.49%提升至2.89%、提升了5.90倍;改性方法未对生物炭的产率、Zeta电位和晶型结构造成明显影响,但使生物炭形貌发生明显变化,由破碎的块状变为了微纳米级的碳粒聚集物;此外比表面积明显降低近50%、下降至256.71m2/g,平均孔径提升了3倍、达到了9.11nm。XPS和FTIR测试结果表明改性后材料表面出现了N-H、C-N、C=N等含氮官能团。（4）改性后生物炭最大吸附量提升了1.4倍,由15.19 mg/g提升至20.86mg/g,在较宽的pH范围内（pH 3～9）都展现出了更好的吸附效果,同时吸附速率也出现提升,在6h内达到了平衡吸附量的90%,而未改性的生物炭需要12h才能达到相同的程度;改性生物炭对共存离子(K+、Ca2+、Na+、Mg2+)和腐殖酸（0～100mg/L）都有更强的抗干扰能力。（5）通过对吸附机理的分析,Elovich动力学模型、Sips等温吸附模型以及吸附吉布斯自由能变化,显示改性前后生物炭对镉的主要吸附过程均为化学吸附;离子交换在生物炭的镉吸附中占比较少,分别占吸附总镉的15.52%、20.12%;XPS、XRD的表征结果显示,改性后同样保留了碳酸盐的沉淀作用,这对改性前后生物炭的吸附能力都起着极为重要的作用。而改性后的生物炭通过FTIR与XPS都观察到含氮官能团与溶液中镉的络合反应,因此含氮官能团的存在增强了改性生物炭的吸附能力。
王婉妮[6]（2021）在《铋基纳米材料的构筑及其对食品中有害重金属和微生物的清除研究》文中进行了进一步梳理近年来,我国的食品工业飞速发展,但随之而来的食品安全问题日趋严重。食品在原料、生产、加工、运输和储存等阶段都可能受到各种污染物的侵害,食源性疾病成为对人类健康危害最大的一类疾病。有效去除食品中的污染物成为一项重大紧迫的任务。而传统的污染物清除技术,由于设备造价高,耗能大或效果差等原因,逐渐无法满足生产者的生产需求。因此,研发低成本、高效、环保的处理清除食品污染物的新型技术实现可持续发展,具有很重大的意义。近年来,纳米科学技术迅猛发展,纳米材料由于大比表面积和高表面活性而表现出明显优于其对应的传统材料的性质,给清除食品污染物技术的革新带来机遇。而铋基纳米材料由于其可调的化学形态,具有稳定性、吸附能力、光热转换能力和催化活性等多种优异的性能,很适合食品工业中主要污染物的清除。基于此,本论文根据食品中重金属和微生物两种污染物的特点,研发了一系列性能独特的铋基功能纳米材料,结合所研发纳米材料的优异吸附性能和光学特性,实现了对食品污染物中的重金属和微生物的高效去除。论文主要研究内容和结果如下:（1）海胆状硫化铋空心纳米吸附剂的制备及其对重金属吸附技术研究通过简单的硬模板结合多元醇工艺,制备出高质量海胆状硫化铋（Bi2S3）空心纳米吸附剂。首先通过多种表征技术证明海胆状Bi2S3空心纳米粒子的成功合成。随后通过间歇实验研究吸附剂对Ag+的吸附随时间、溶液p H、温度和Ag+初始浓度的变化规律,对吸附过程进行吸附动力学、吸附平衡等温线和吸附热力学的评价。探究吸附剂在去除过程中结构组成的变化,明确其吸附机理。结果表明,所制备的海胆状Bi2S3空心纳米吸附剂具有良好的比表面积、化学稳定性和吸附性,具有高吸附速率、大吸附容量（1172.25 mg/g）和p H广泛适用（0.4～8）的优势,可以快速有效地移除液态食品中的重金属Ag+,且不会对其他有益离子造成影响,在食品的重金属污染物控制方面表现出了巨大的潜力。（2）芳樟醇/硫化铋复合纳米缓控释抗菌体系的构建及其杀菌性能研究利用海胆状Bi2S3空心纳米粒子的内部空腔,使用热敏相变材料十四醇（1-tetradecanol,TD）将天然抗菌剂芳樟醇(C10H18O,Linalool)载入其中,构建精确控制的抗菌纳米平台（TD/Linalool@Bi2S3复合纳米抗菌剂）,并采用多种表征手段证明该复合纳米抗菌体系的构建成功。随后对TD/Linalool@Bi2S3复合纳米抗菌剂的光热性能、光热转换效率、不同温度下抗菌剂的释放以及抗菌剂的响应性缓控释分别进行评价。接着以革兰氏阴性的大肠杆菌和革兰氏阳性的金黄色葡萄球菌这两种食源性细菌为代表模型,测定TD/Linalool@Bi2S3分别对它们的最小抑菌浓度和最小杀菌浓度,利用梯度稀释法和涂布平板法研究TD/Linalool@Bi2S3的杀菌效率,探究细菌死亡前后的状态变化。结果表明,在近红外（near infrared,NIR）光驱动下,TD/Linalool@Bi2S3复合纳米抗菌剂可有效将近红外能量转化为热能,同时有效释放Linalool,对食源性细菌具有快速有效的体外杀灭效果,在浓度分别为320μg/m L和360μg/m L时,可以对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌达100%的杀灭。此外,该抗菌剂具有低细胞毒性和良好的生物安全性,可以安全快速地杀灭液态食品中的金黄色葡萄球菌,杀菌率可以达到92.87±5.67%,这种TD/Linalool@Bi2S3复合抗菌剂的研发可以为后续开发新型纳米抗菌剂和在食品微生物污染领域应用奠定了基础。（3）金纳米棒/硫化铋核壳纳米抗菌剂的制备及其杀菌性能研究通过中间层转化策略,硬模板结合多元醇的方法制备金@硫化铋（Au@Bi2S3）核壳纳米抗菌剂,并采用多种表征手段证明其成功制备。对Au@Bi2S3核壳纳米抗菌剂的光热性能和光热转换效率进行测定,采用多种探针对产生的活性氧（reactive oxygen species,ROS）进行评价。随后测定TD/Linalool@Bi2S3分别对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的最小抑菌浓度和最小杀菌浓度,利用梯度稀释法和涂布平板法研究Au@Bi2S3核壳纳米抗菌剂的杀菌效率。结果表明,在近红外光驱动下,具有良好的光热转换性能,同时这种典型的肖特基结构可以提高近红外光触发的电子-空穴对的分离效率,产生可观的ROS,对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌具有协同的光热/光动力抗菌性能,在浓度为140μg/m L和120μg/m L时可以实现彻底灭活。此外,细胞体外实验和小鼠体内实验证明了该纳米抗菌剂的低毒性、良好的生物安全性,可以快速、有效地杀灭液态食品中的食源性细菌,杀菌率达到98.34±6.74%,为解决食品污染物问题提供了新思路与手段。
刘娟[7]（2021）在《离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究》文中指出铅在工业中的需求量持续增加,随之而来的铅污染日益严重。研究高效含铅废水处理方法具有环境和经济双重效益。在课题组前期萃取凝胶膜（EGM）的研究基础上,本课题利用离子液体（IL）制备离子液体萃取凝胶膜（IL-EGM）并将其用于水中Pb2+的萃取分离。本文首先研究了3种离子液体1-丁基-3-甲基咪唑六氟磷酸盐（[Bmim][PF6]）、1-辛基-3-甲基咪唑六氟磷酸盐（[Omim][PF6]）和1-辛基-3-甲基咪唑四氟硼酸盐（[Omim][BF4]）在络合剂双硫腙存在的条件下分别对几种金属离子(Pb2+、Cd2+和Cu2+)的萃取性能,根据萃取效率选择[Bmim][PF6]作为本课题的萃取溶剂,Pb2+为目标金属离子。继而研究了双硫腙-[Bmim][PF6]萃取体系对水中Pb2+的萃取性能及反应条件。结果表明,在萃取温度为35℃、p H为6、络合剂双硫腙含量为0.72%、萃取体系与水相体积比为1:4的萃取条件下,该萃取体系对水中Pb2+的萃取率高达98.0%。Cu2+、Zn2+和Ni2+的共存对Pb2+的萃取率影响较小,该体系适用于Pb2+的选择性提取。在35℃下,采用1 mol·L-1 HNO3对负载萃取体系进行反萃,Pb2+反萃率可达97.0%。此外,还探讨了该萃取与反萃体系多次复用的传质效率变化趋势,发现三次萃取/反萃后该体系萃取率依然可达80.0%,反萃率为65.0%。其次,将双硫腙-[Bmim][PF6]加入凝胶反应体系,通过对PVDF基膜外表面涂覆的方式制备离子液体萃取凝胶膜（IL-EGM）,采用多种分析测试手段对制备的IL-EGM进行表征,并将其与PVDF基膜进行了对比。结果表明,双硫腙-Bmim[PF6]的加入不会影响凝胶的形成状态。通过纯水通量、接触角、AFM和SEM等多种分析测试方法对PVDF基膜及IL-EGM的结构、表面和断面形貌与性能进行了表征,证明了凝胶层是连续、致密、完整地覆盖在基膜表面,且具有良好的疏水性,能够很好的起到分隔两侧水相的作用。最后,通过双向逆流循环系统同步萃取与反萃实验分析IL-EGM的制备条件对成膜的萃取与反萃效率及传质稳定性能的影响。实验结果显示,当IL体积百分比为10%,双硫腙含量为5.8%,PDMS:TEOS:DBTL=10:2.0:0.2,涂覆时间为30 min时,IL-EGM对Pb2+萃取效率最高,6 h总萃取率为46.5%,总反萃率37.6%,通量衰减率为31.4%。
陈映雪[8]（2021）在《铅冷快堆用燃料包壳管钢的制备与性能研究》文中研究说明铅冷快堆由于采用液态铅或铅铋合金作为冷却剂,在安全性、经济性、可持续发展性等方面都有其独特的优势,受到了国际上的重点关注。而堆芯结构材料的选择一直是限制铅冷快堆技术发展和应用的关键问题之一。由于铅冷快堆堆芯温度高、辐照剂量高、冷却剂腐蚀性强、密度大、流速快,燃料包壳材料在这种服役条件下将经受严重的腐蚀,导致材料性能退化从而威胁反应堆运行安全。如何通过成分设计、组织控制获得耐高温、耐铅铋腐蚀、抗辐照的燃料包壳材料,一直是研究热点。本论文在CNS系列钢种成分设计的基础上,设计并制备适用于铅冷快堆的燃料包壳管钢。向钢中引入稀土钇元素,以提高钢的耐高温、耐辐照和抗腐蚀性能;通过热力学计算进行钢的微合金化成分设计,采用真空感应熔炼浇铸制备铁素体/马氏体钢锭,通过热机械加工和热处理调控钢的微观组织,通过铅铋腐蚀实验评估钢的耐腐蚀性能,阐明稀土 Y元素和Si元素对钢的物相转变、第二相析出、强韧性匹配、耐腐蚀性能的影响规律,为铅铋反应堆包壳管提供材料支持和数据积累。论文的研究内容和主要结论如下:（1）采用 JMatPro 热力学软件对 Cr、Mn、W、Mo、V、Ta、C、N 八种合金元素对12Cr钢基体组织和各种析出相的影响进行计算,阐明了合金元素在不同温度区间内对12Cr钢的相变温度点,铁素体和奥氏体比例,以及M23C6、MX等析出相的影响规律,并据此初步设计了 12Cr钢的合金化元素成分及含量。在12Cr钢设计的合金化元素中,Cr、Mo、W、V元素促进12Cr钢中铁素体的形成,缩小甚至封闭奥氏体相区,而Mn、C、N元素扩大奥氏体相区,Ta元素对铁素体的影响不明显。M23C6型析出相的析出总量和析出温度区间主要受到C含量控制,MN型析出相析出总量和析出温度区间主要受N含量控制。在中温区间,Ta元素抑制MN的析出,V元素促进MN的析出。在高温区间,M（C,N）型析出相更倾向于形成Ta的碳化物而不是氮化物,而V元素对M（C,N）的影响不明显。Laves相的析出总量随W和Mo的增加而增加,析出温度上限也逐渐提高。（2）通过真空熔炼+锭模铺钇+快速浇铸的制备工艺,成功制备了含稀土 Y元素的12Cr铁素体/马氏体双相钢,理论Y含量分别为0 wt%,0.1 wt%,0.2 wt%和0.3 wt%。对四种钢在不同热处理制度下的相变特点、组织特征、力学性能进行了分析。结果表明,Y元素是铁素体形成元素,具有缩小奥氏体相区的作用,对12Cr钢的Acl温度点影响不明显,但能够提高Ac3点。在0～0.3 wt%的含量范围内,Y元素的添加具有细化晶粒的作用。Y的添加也改变了钢在奥氏体化过程中的碳分布,在铁素体-奥氏体双相组织中,由于Y促进了铁素体形成,导致更多的碳元素富集到奥氏体区域。在随后的淬火及回火过程中,碳化物的析出量提高。Y元素的添加使12Cr钢的抗拉强度、屈服强度略有下降,但延伸率有所提高。（3）为了提高钢的耐腐蚀性能,设计并制备了高Si含量的11Cr-1Si钢种。对11Cr-1Si钢进行热处理制度研究和组织结构分析,并测试其相关的力学性能。Si和Y的添加进一步缩小钢的奥氏体化温度区间,与12Cr相比,11Cr-1Si和11Cr-1Si-Y的热处理组织中的铁素体含量相对偏高。Si的添加促进了钢中大颗粒氮化物夹杂的形成,使得11Cr-1Si钢的冲击韧性大幅降低,特别是当淬火温度较高时表现出明显的脆化现象。Y的添加可以使11Cr-1Si钢的冲击韧性得到一定的改善,同样热处理状态下的11Cr-1Si-Y的冲击功均高于11Cr-1Si,而且具有更低的韧脆转变温度（DBTT）。但是,Y的添加也使11Cr-1Si钢的强度有所降低,延伸率有所提高,与12Cr钢中的情况一致。（4）进一步对11Cr-1Si-Y钢进行热机械处理的探索,以改善其因Si含量提高后引起的脆性问题。经过合理的热机械处理,减少了因为加Si引起的大颗粒氮化物夹杂物,同时细化钢中的M23C6和MX等析出相,不仅冲击韧性可以得到大幅改善,强度和塑性也可以得到同步的提高。（5）对12Cr,11Cr-1Si和11Cr-1Si-Y三种钢进行了不同腐蚀条件下的铅铋腐蚀实验,包括500℃的静态饱和氧铅铋腐蚀、600℃的静态饱和氧及控氧条件铅铋腐蚀,对铅铋腐蚀后的氧化膜形貌、成分结构等进行了分析,并讨论了引发不同氧化行为的腐蚀机理。氧化膜的形貌和生长主要受到温度、合金元素和氧含量的共同影响。在500℃下,12Cr和11Cr-1Si的氧化层均呈现出典型的双层或三层结构。相比12Cr钢,提高Si含量的11Cr-1Si钢耐腐蚀性能更为优异,经过3368 h长期腐蚀后氧化层厚度仅为12Cr钢的一半。两者的表面氧化层生长速率均满足抛物线规律,12Cr钢和11Cr-1Si钢拟合的氧化常数分别为0.8657和0.4568。在600℃下,氧化层的生长方式从受Fe、Cr、O互扩散控制的双向生长,转变为只受O扩散控制的向内生长。添加Si元素后的内氧化层由单一的Cr2O3转变为Cr2O3+SiO2的复合型氧化层,且氧化层厚度比较均匀;添加Y元素促进了 Cr2O3和SiO2优先于Fe-Cr尖晶石形成,进一步提高钢的耐铅铋腐蚀性能。在控氧条件下,由于保护性氧化膜生长覆盖不足,导致尖晶石氧化层出现局域的不均匀分布,由于氧原子沿晶界向内扩散,导致氧化物在晶间形成网状结构。（6）对1 1Cr-1Si钢进行了 350～450℃温度区间的铅铋慢应变拉伸实验,对特定温度下的液态金属致脆现象进行了初步研究。在350℃和400℃下,钢在铅铋环境中受应力状况下,会发生液态金属致脆现象。脆化现象主要发生在拉伸缩颈之后,表明引起脆化的原因主要是液态金属沿样品表面裂纹的渗入,降低材料本身的临界解理应力。而当温度升高到450℃后,避开了液态金属致脆的敏感温度区,脆化现象不再发生。
温小椿[9]（2021）在《铅铋银系合金物料超重力熔析分离的基础研究》文中认为在铅、铋的冶炼过程中,会产出一定量的铅铋银系合金物料,主要可分为 Pb-X 系、Bi-X 系、Pb-Ag-X 系、Bi-Ag-X 系和 Pb-Ag-Bi-X 多元系合金。目前,国内外冶炼厂对其现存分离工艺普遍存在操作繁杂、能耗过大、生产流程长、金属回收率低、环境污染严重、劳动强度大等问题。为更加有效的提高铅铋银系合金物料的利用率,对铅、铋冶炼过程产出的复杂合金物料进行资源化回收已然成为有色冶金行业的迫切需求。本文基于铅铋银系合金物料中不同金属相间的物理性质差异,结合相关合金相图的理论分析及平衡计算,创新性地引入超重力冶金技术,借助其强化过滤分离的技术特点,提出了一种高效、环境友好型的铅、铋资源综合提取新方法。取得如下研究成果:（1）针对Pb-X系合金物料,以Pb-Sb二元合金为典型,在时间t=210 s,重力系数G=450,温度T=533 K和过滤孔径dpore=48μm条件下,可分离得到含量为91wt%的上部富Sb相和含量为85wt%的下部富Pb相,且其纯度分别可满足后续铅电解精炼工序和锑精炼的生产要求。同时,明晰了 Pb与其他元素在不同Pb-X系合金物料（1#～5#）中的定向迁移行为与分离规律。这也为其它Pb-X系合金物料的分离提供了理论指导。（2）探究了铋冶金过程中二元Bi-X系合金的分离问题,分析了元素Bi的迁移规律与凝固组织结构。结果表明,Bi-Zn、Bi-Cu、Bi-Pb、Bi-Ag和Bi-Sn二元合金超重力分离得到的富Bi相纯度分别达到97.1%、99.7%、99.4%、96.3%和97.1%以上;富Bi相的质量比例βBi-rich分别为85%、96%、87%、84%和61%;杂质元素Zn、Cu、Pb、Ag、Sn去除率分别可达80%、98%、90%、75%和88%。这一结果不仅是后续含Bi多元系合金物料的分离基础,而且为从粗铋熔体中绿色、高效提纯Bi提供了指导方向。（3）在揭示Pb-X系合金分离规律的基础上,分析了 Pb-Ag-X三元系合金超重力凝固过程各元素的分配行为。结果发现,Pb-Ag-Sb合金中95.02wt%的元素Ag被富集至下部Pb基体中,这有利于在后续铅电解精炼中回收Ag;而上部主要为含量达90.8wt%以上的富Sb相,也可满足后续锑精炼的生产要求。此外,结合碳热还原热力学分析,提出了一种“硫酸化焙烧蒸硒-碳热还原-超重力分离得Pb-Ag-Cu”处理含银铅铜阳极泥的新技术路线。首先,采用硫酸化焙烧方式去除其中99.9%的Se;其次,在1173 K条件碳热还原2 h,使主金属还原至金属态;最后,经超重力分离可得到Pb-Ag-Cu合金相和残碳相。在G=600,T=1423 K和t=5 min条件下,Pb-Ag-Cu相的质量比重可达83%,且Pb、Ag、Cu的回收率分别达98%,96%和89%以上。结合相图理论分析与平衡计算发现,经连续降温熔析至熔体凝固后,可分别得到上部Cu-Ag相和下部Pb-Ag相。（4）由Bi-Ag合金初步分离得到的粗Bi相,结合Bi-Ag-Zn相图理论分析和平衡计算,明晰了其加锌提银的机理。提出了一种Bi-Ag合金“①超重力粗分铋银熔体—②加理论量锌提银—③超重力分离得富Bi熔体”路线。在T=543 K、G=400和t=5 min条件下,可分离得到含量为99.38wt%富Bi相。Ag去除率（yAg）和Zn去除率（γZn）分别可达99.84%和91.16%。同时,富Bi相质量比重MBi-rich为83.92%。此外,金属Ag主要存在于一段分离得Ag-Bi相和二段分离得Ag-Zn相中,可返回银转炉配料或送鼓风炉单独处理。（5）针对Pb-Bi-Ag-X多元系合金,明晰了 Pb-Ag-Sb三元合金和Pb-Ag-Bi-Sb四元合金中多金属的分离机制。如:Sb-25%Pb-5%Ag合金,可超重力过滤得到上部富Sb相和下部富Pb相,且元素Ag主要存在于上部试样中;Sb-22%Pb-5%Ag-3%Bi合金,可超重力过滤得到上部富Sb相和下部Pb-Bi相,且绝大部分的Bi均存在于下部试样中。此外,对于典型的Pb-Bi-Ag-X多元系贵铅合金,提出了一种两段熔析分离的工艺流程。在T=573 K、t=5 min和G=600条件下,可一段分离得到含量为32.89wt%的上部粗Ag相;而下部Pb-Bi相中元素Ag含量仅为0.89wt%,可通过超重力进一步分离其中的Pb 和 Bi,Ag一次富集率δAg可达 97.94%;在 T=843 K、t=5 min 和 G=600条件下,粗Ag相经二段分离可得到含量为46.88wt%的上部粗Sb相和含量为55.82wt%的下部富Ag相,Ag二次富集率γAg可达92.04wt%。经两段熔析分离后,Ag总富集率ζAg达90.14%以上。
王媚[10]（2020）在《聚丙烯酸/纤维素水凝胶纤维的制备及其对重金属离子的吸附研究》文中研究表明随着工业化进程的加快,水质组成复杂,污染水体中存在的重金属离子因难降解、易积累等特点,易通过食物链进入人体,对人体健康造成一定的威胁。吸附法是最常用的重金属离子吸附处理方法,选择合适的吸附剂对吸附效果起着关键作用。聚丙烯酸水凝胶和羧甲基纤维素水凝胶作为绿色环保的新型吸附功能型材料,是个不错的选择。但在目前市场上,单一的聚丙烯酸水凝胶存在强度低、溶胀率高等问题,单一的羧甲基纤维素水凝胶存在可塑性差、吸附效果不佳等缺点,因此本课题的主要研究目的是制备出高强度可拉伸且对重金属离子有很好吸附效果的聚丙烯酸/纤维素水凝胶纤维,以便更高效环保地解决水处理问题。本文以聚丙烯酸钠（PAAS）和羧甲基纤维素钠（CMC）为原料,采用物理交联法制备出PAAS/CMC复合水凝胶纤维,其强度可达到26.9 MPa。对不同CMC含量的PAAS/CMC复合水凝胶纤维进行机械性能测试,结果表明,当CMC质量分数为1%时,水凝胶的强度和拉伸性最好。分别在PAAS/CMC水凝胶纤维表面包裹一层3-5（？）m的聚丙烯酸甲酯（PMA）和聚丙烯酸丁酯（PBA）,形成以PAAS/CMC纤维为内核、以PMA或PBA为外壳的PAAS/CMC-PMA水凝胶纤维和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维,分析和比较PMA和PBA对PAAS/CMC水凝胶纤维性能的改善情况。结果发现,在包裹PMA和PBA后,明显改善了原水凝胶纤维的拉伸性,断裂伸长率可达到210±10%左右,强度也可增加1±1.4MPa,且PAAS/CMC-PMA水凝胶纤维的力学性能优于PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维。通过扫描电子显微镜（SEM）、X射线衍射（XRD）和红外光谱（FTIR）对水凝胶纤维进行表征发现,制备水凝胶纤维的过程是物理过程。PAAS和CMC融合均匀,PMA和PBA均很好得包裹住PAAS/CMC复合水凝胶纤维,并修复了PAAS/CMC复合水凝胶纤维表面的裂缝和褶皱,相较于PBA,PMA包裹效果更好。热重分析（TGA）分析说明了包裹PMA和PBA后的水凝胶纤维的热稳定性优于PAAS/CMC复合水凝胶纤维。根据导电性能测试结果得出CMC可使水凝胶纤维的电导率降低,而包裹PMA和PBA则对PAAS/CMC复合水凝胶纤维的电导率影响不大,在4种水凝胶纤维反复被拉伸的情况下,可使电路中LED灯的光强呈周期性变化。水凝胶纤维的防水性能测试结果表明PAAS/CMC-PMA和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维均具有良好的耐水性。在PAAS/CMC-PMA和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维吸附重金属离子的过程中,研究不同吸附时间、p H、温度和初始浓度等影响因素对Cu2+、Pb2+、Cd2+、Ni2+的吸附效果,结果显示,PAAS/CMC-PMA和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维对金属离子吸附效果均为Pb2+>Cd2+>Cu2+>Ni2+,且PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维的吸附效果比PAAS/CMC-PMA水凝胶纤维的吸附效果好,Cu2+、Pb2+、Cd2+、Ni2+间还存在竞争吸附现象。同时可以推断,对同一周期元素,分子量越大,吸附效果越好;所处的周期数越大,吸附效果越好。在对这两种水凝胶纤维吸附机理的研究中,主要采用动力学模型、颗粒内扩散模型和等温吸附模型进行解释PAAS/CMC-PMA和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维的吸附过程。研究结果表明,该吸附过程遵循准二阶动力学模型,即吸附过程受化学吸附的控制。从颗粒内扩散模型可知,这两种水凝胶纤维对重金属离子的吸附过程中均有三个控制步骤发生,且都在第一阶段更易发生纤维内部扩散现象,在第二阶段有较大的边界层效应,到第三阶段则趋于平衡,整个吸附过程中受其他吸附阶段的共同控制。从整体上看,该吸附实验的吸附等温线可由Freundlich等温吸附模型表示,说明了水凝胶纤维对Cu2+、Pb2+、Cd2+、Ni2+的吸附并非为单层吸附,但在对Pb2+的吸附过程中,PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维则遵循Langmuir等温吸附模型,为单层吸附。通过对KF和1/n大小的比较,得出PAAS/CMC-PMA和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维均对Pb2+有较强的吸附力。
二、温度对液态重金属Pb结构变化的影响（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、温度对液态重金属Pb结构变化的影响（论文提纲范文）
（1）污泥基生物炭的制备优化及其对重金属污染土壤的修复（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 市政污泥的处理处置现状 |
| 1.1.1 市政污泥的处理处置技术 |
| 1.1.2 市政污泥的热解技术 |
| 1.2 污泥基生物炭的化学组成以及结构特征 |
| 1.2.1 稳定碳库 |
| 1.2.2 可溶性碳库 |
| 1.2.3 无机成分 |
| 1.2.4 孔隙结构 |
| 1.3 共热解技术对生物炭的调控 |
| 1.3.1 温度 |
| 1.3.2 原料选择 |
| 1.3.3 掺杂比例 |
| 1.4 生物炭的土壤应用进展 |
| 1.4.1 生物炭对土壤理化性质的改善 |
| 1.4.2 生物炭对土壤污染物的作用 |
| 1.4.3 生物炭对土壤微生物的影响 |
| 1.5 污泥基生物炭土壤应用过程中所面临的问题 |
| 1.6 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 课题的研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 热解原料 |
| 2.1.2 试验用土壤 |
| 2.1.3 试验设备 |
| 2.2 生物炭的制备 |
| 2.2.1 污泥基生物炭的制备 |
| 2.2.2 共热解生物炭的制备 |
| 2.3 土壤培养试验 |
| 2.4 生物炭可溶性有机物与CU(II)络合试验 |
| 2.4.1 可溶性有机物的提取与分析 |
| 2.4.2 淬灭滴定试验 |
| 2.4.3 络合模型 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 生物炭特征检测 |
| 2.5.2 生物炭可溶态物质特征检测 |
| 2.5.3 荧光光谱检测 |
| 2.5.4 潜在毒性元素含量以及形态检测 |
| 2.5.5 生物安全性能检测 |
| 2.5.6 土壤理化特征检测 |
| 2.5.7 土壤微生物分析 |
| 2.6 统计分析方法 |
| 第3章 热解温度对污泥基生物炭特征及PTES迁移转化作用的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 热解温度对污泥基生物炭固态组分特征的影响 |
| 3.2.1 基本特征 |
| 3.2.2 表观形貌与孔结构分析 |
| 3.2.3 表面基团与元素分析 |
| 3.3 热解温度对污泥基生物炭可溶态组分特征的影响 |
| 3.3.1 基本特征 |
| 3.3.2 光谱学特征 |
| 3.3.3 分子量分布特征 |
| 3.4 污泥基生物炭对PTES的迁移转化作用 |
| 3.4.1 污泥基生物炭中内源PTEs的迁移转化 |
| 3.4.2 污泥基生物炭对外源Cu(II)的络合作用 |
| 3.5 污泥基生物炭的生态效果评估 |
| 3.5.1 污泥基生物炭的生物安全性能评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 污泥与木屑共热解过程对生物炭的优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 共热解对生物炭特征的影响 |
| 4.2.1 产率与元素组成 |
| 4.2.2 原子氢碳比与氧碳比 |
| 4.2.3 成分分析 |
| 4.2.4 表面形貌与孔隙结构 |
| 4.2.5 碳结构特征 |
| 4.3 共热解对内源PTES的影响 |
| 4.3.1 PTEs的总含量 |
| 4.3.2 PTEs的形态分布 |
| 4.3.3 PTEs的环境效应评估 |
| 4.4 污泥与木屑共热解过程中的作用机制 |
| 4.4.1 协同效应 |
| 4.4.2 碳结构变化诱导的PTEs固定作用 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 生物炭对重金属污染土壤的修复作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物炭对土壤特征的影响 |
| 5.2.1 生物炭对土壤p H的影响 |
| 5.2.2 生物炭对土壤电导率的影响 |
| 5.2.3 生物炭对土壤可溶性有机碳含量的影响 |
| 5.2.4 生物炭对土壤可溶性有机物组成以及特征的影响 |
| 5.3 土壤中有效态铅镉的含量以及形态变化 |
| 5.4 土壤中微生物活性与群落组成 |
| 5.5 污染土壤中生物炭的特征变化 |
| 5.6 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 |
（2）冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 土壤中PAHs污染现状 |
| 1.2.2 PAHs在土壤中的迁移 |
| 1.2.3 PAHs在土壤中的吸附 |
| 1.2.4 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.5 冻融作用对污染物的影响 |
| 1.2.5.1 冻融作用对重金属的影响 |
| 1.2.5.2 冻融作用对有机污染物的影响 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 拟解决的关键科学问题 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 试验所用土壤及药品 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 试验所用土壤及药品 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 冻融作用对土壤含水率的影响 |
| 2.3.2 冻融作用对土壤粒度的影响 |
| 2.3.3 冻融作用对土壤水溶性有机质(DOM)的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 冻融作用对PAHs迁移的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 痕量PAHs GC-MS分析方法的建立 |
| 3.2.1 土壤中PAHs的测定方法优化 |
| 3.2.2 质量控制 |
| 3.3 PAHs类型及土壤类型的影响 |
| 3.4 冻结温度和含水量的影响 |
| 3.5 冻融作用下PAHs的迁移机制 |
| 3.6 环境意义 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 冻融作用对PAHs生物有效性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 冻融条件下PAHs生物有效性的变化 |
| 4.2.1.1 PAHs类型及土壤类型的影响 |
| 4.2.1.2 冻融条件下土壤含水率对生物有效性的影响 |
| 4.2.1.3 冻融条件下冻结温度对生物有效性的影响 |
| 4.2.2 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.2.1 冻融作用对土壤粒度的影响 |
| 4.2.2.2 冻融作用对土壤腐殖质的影响 |
| 4.2.2.3 冻融作用对土壤水溶性有机质(DOM)的影响 |
| 4.2.3 土壤比表面积的变化特征 |
| 4.2.3.1 冻融循环频次对土壤比表面积的影响 |
| 4.2.3.2 不同冻融条件对土壤比表面积的影响 |
| 4.2.3.3 不同冻融条件土壤孔体积的影响 |
| 4.2.3.4 不同冻融条件对土壤孔径的影响 |
| 4.3 冻融作用下PAHs的生物有效性的影响机制 |
| 4.5 环境意义 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 存在的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）微波场中黄金浸出尾渣选择性氯化的工艺及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 黄金的概述 |
| 1.1.1 黄金的性质及用途 |
| 1.1.2 黄金资源储量分布 |
| 1.2 黄金冶炼工艺的研究现状 |
| 1.2.1 氰化法 |
| 1.2.2 非氰化法 |
| 1.3 难处理金矿浸出渣的特征及处置 |
| 1.3.1 难处理金矿浸出渣概述 |
| 1.3.2 难处理金矿浸出渣的矿相特征 |
| 1.3.3 难处理金矿浸出渣的分类 |
| 1.3.4 难处理金矿浸出渣资源化及无害化处理 |
| 1.4 难处理金矿浸出渣处理技术研究现状 |
| 1.5 氯化焙烧产业化应用简述 |
| 1.6 微波加热原理及在矿冶中的应用 |
| 1.6.1 微波及微波加热 |
| 1.6.2 微波加热机理 |
| 1.6.3 微波加热特点 |
| 1.6.4 微波在矿冶中的应用简述 |
| 1.7 研究意义及内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 实验过程及方法 |
| 2.1 化学药剂 |
| 2.2 实验方案与流程 |
| 2.3 实验设备 |
| 2.3.1 常规焙烧实验设备 |
| 2.3.2 微波焙烧实验设备 |
| 2.4 物料介电特性测试 |
| 2.4.1 介电特性测试设备 |
| 2.4.2 介电特性测试原理 |
| 2.4.3 介电特性测试方法 |
| 2.5 表征分析方法 |
| 第三章 黄金浸出尾渣物相特征研究 |
| 3.1 黄金浸出尾渣表征 |
| 3.1.1 黄金浸出尾渣矿相分析 |
| 3.1.2 黄金浸出尾渣微区分析 |
| 3.2 黄金赋存状态分析 |
| 3.3 黄金包裹体矿物学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 黄金浸出尾渣常规氯化焙烧的过程研究 |
| 4.1 氯化焙烧过程研究 |
| 4.1.1 氯化剂的分解反应研究 |
| 4.1.2 目标元素的氯化反应研究 |
| 4.2 常规氯化焙烧条件实验 |
| 4.2.1 氯化剂种类对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 4.2.2 焙烧温度对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 4.2.3 CaCl_2用量对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 4.2.4 焙烧气氛及流量对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 4.3 CaCl_2体系氯化焙烧过程 |
| 4.3.1 物相分析 |
| 4.3.2 热重分析 |
| 4.3.3 残留氰化物含量分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 黄金浸出尾渣介电特性研究 |
| 5.1 温度对介电参数影响的理论分析 |
| 5.2 渣中不同物相单元介电特性分析 |
| 5.2.1 温度对介电常数的影响 |
| 5.2.2 温度对介电损耗因子的影响 |
| 5.2.3 温度对介电损耗角正切的影响 |
| 5.2.4 温度对穿透深度的影响 |
| 5.2.5 温度对升温曲线的影响 |
| 5.2.6 渣中不同物相单元的介电特性分析 |
| 5.3 CaCl_2的添加对原料介电性能的影响 |
| 5.3.1 CaCl_2的添加对介电常数的影响 |
| 5.3.2 CaCl_2的添加对介电损耗因子的影响 |
| 5.3.3 CaCl_2的添加对介电损耗角正切的影响 |
| 5.3.4 CaCl_2的添加对微波穿透深度的影响 |
| 5.3.5 CaCl_2的添加对升温行为的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 黄金浸出尾渣微波氯化焙烧的过程研究 |
| 6.1 微波氯化焙烧条件实验 |
| 6.1.1 微波功率对升温行为的影响 |
| 6.1.2 氯化剂种类对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 6.1.3 焙烧温度对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 6.1.4 CaCl_2含量对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 6.1.5 气氛及流量对金挥发率和氯脱除率的影响 |
| 6.2 微波焙烧过程分析及包裹体的物相转变 |
| 6.2.1 微波氯化焙烧过程分析 |
| 6.2.2 黄金包裹体的物相转变研究 |
| 6.3 原料及焙烧渣的表征分析 |
| 6.3.1 原料和微波焙烧渣的表征及对比分析 |
| 6.3.2 原料焙烧渣和混合料焙烧渣的表征及对比分析 |
| 6.3.3 微波焙烧渣和常规焙烧渣的表征及对比分析 |
| 6.4 焙烧渣后处理与指标分析 |
| 6.4.1 焙烧渣作为建材原料的可行性评估 |
| 6.4.2 微波强化有害组分的脱除过程分析 |
| 6.5 动力学分析 |
| 6.5.1 动力学模型分析 |
| 6.5.2 常规和微波氯化焙烧动力学分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）粗硒氧化调控-真空挥发提纯新技术的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 硒的性质、应用及资源 |
| 1.1.1 硒的性质 |
| 1.1.2 硒的应用及需求 |
| 1.1.3 硒的资源及产量 |
| 1.2 国内外硒的提取现状 |
| 1.2.1 铜阳极泥中提取硒 |
| 1.2.2 工业酸泥中回收硒 |
| 1.2.3 其他硒资源中回收硒 |
| 1.3 硒的提纯现状 |
| 1.3.1 化学法提纯 |
| 1.3.2 物理法提纯 |
| 1.4 研究意义及背景 |
| 1.5 课题的主要研究内容 |
| 第二章 硒渣中元素赋存特性及热力学分析 |
| 2.1 硒渣中硒及杂质的赋存状态分析 |
| 2.1.1 原料 |
| 2.1.2 分析方法 |
| 2.1.3 分析结果与讨论 |
| 2.2 粗硒真空蒸馏热力学分析 |
| 2.2.1 饱和蒸气压 |
| 2.2.2 Se-Te二元体系分离系数 |
| 2.2.3 Cu_2Se、PbSe和PbTe的热稳定性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 杂质氧化调控过程的热力学及实验研究 |
| 3.1 调控过程热力学分析 |
| 3.1.1 E-pH图的绘制 |
| 3.1.2 Se-H_2O系E-pH图 |
| 3.1.3 Te-H_2O系E-pH图 |
| 3.1.4 Se-Cu-H_2O系E-pH图 |
| 3.1.5 Se-Pb-H_2O系E-pH图 |
| 3.1.6 Te-Pb-H_2O系E-pH图 |
| 3.2 杂质氧化调控实验研究 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 结果与讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 硒的真空挥发特性实验研究 |
| 4.1 金属在真空状态下挥发规律 |
| 4.1.1 真空状态及其特点 |
| 4.1.2 硒在真空状态下蒸发过程 |
| 4.1.3 金属在真空状态下的挥发规律 |
| 4.1.4 金属的蒸发速率 |
| 4.2 硒在真空下的蒸发速率测定 |
| 4.2.1 实验原理 |
| 4.2.2 实验原料及设备 |
| 4.2.3 实验步骤 |
| 4.2.4 数据的处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 硒蒸发速率测定结果 |
| 4.3.2 硒蒸发速率与温度的关系 |
| 4.3.3 硒蒸发速率与压强的关系 |
| 4.3.4 最大蒸发速率和凝聚系数 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 真空挥发提纯硒实验研究 |
| 5.1 实验原料 |
| 5.2 实验方法与检测 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 分析与检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 小型实验研究 |
| 5.3.2 公斤级实验研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 放大实验及技术对比 |
| 6.1 放大实验 |
| 6.1.1 实验原料及试剂 |
| 6.1.2 实验方法及设备 |
| 6.1.3 实验结果与讨论 |
| 6.2 技术对比 |
| 6.2.1 工艺对比 |
| 6.2.2 可持续性分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| 附录B 攻读博士学位期间取得的学术成果 |
（5）制备温度对松树皮水热炭和生物炭性质的影响及尿素改性生物炭对镉吸附效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物质 |
| 1.2.1 生物质的定义与类型 |
| 1.2.2 生物质的处理与利用 |
| 1.3 生物炭 |
| 1.3.1 生物炭的定义与历史 |
| 1.3.2 生物炭的制备方法 |
| 1.3.3 生物炭的应用 |
| 1.4 选题背景与意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 生物质来源与处理 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 试验仪器设备 |
| 2.2 材料性质测试方法 |
| 2.2.1 阳离子交换量测定方法 |
| 2.2.2 产率、工业分析和pH测定方法 |
| 2.2.3 Boehm滴定法 |
| 2.3 材料表征方法 |
| 2.3.1 X射线衍射分析 |
| 2.3.2 红外光谱分析 |
| 2.3.3 扫描电镜分析 |
| 2.3.4 元素分析 |
| 2.3.5 比表面积分析 |
| 2.3.6 X射线光电子能谱分析 |
| 2.4 数据处理方法 |
| 第三章 水热碳化温度对松树皮水热炭性质及镉吸附性能的影响 |
| 3.1 松树皮水热炭的制备 |
| 3.2 吸附试验 |
| 3.3 水热温度对理化性质的影响分析 |
| 3.3.1 产率与工业分析 |
| 3.3.2 pH、CEC、比表面积与元素分析 |
| 3.3.3 XRD分析 |
| 3.3.4 FTIR分析 |
| 3.3.5 含氧官能团定量分析 |
| 3.3.6 SEM分析 |
| 3.4 制备温度对水热炭镉吸附效果的影响分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 热解温度对松树皮生物炭性质及镉吸附性能的影响 |
| 4.1 松树皮生物炭的制备 |
| 4.2 吸附试验 |
| 4.3 热解温度对生物炭理化性质的影响分析 |
| 4.3.1 pH、产率与工业分析 |
| 4.3.2 CEC、比表面积与元素分析 |
| 4.3.3 XRD分析 |
| 4.3.4 FTIR分析 |
| 4.3.5 含氧官能团定量分析 |
| 4.3.6 SEM分析 |
| 4.4 制备温度对生物炭镉吸附效果的影响分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 尿素改性生物炭的Cd(II)吸附性能与机理研究 |
| 5.1 尿素改性生物炭的制备 |
| 5.2 吸附试验 |
| 5.3 材料表征 |
| 5.4 吸附试验影响参数分析 |
| 5.4.1 投加量的影响 |
| 5.4.2 pH的影响 |
| 5.4.3 竞争离子的影响 |
| 5.4.4 腐殖酸的影响 |
| 5.5 吸附动力学 |
| 5.6 等温吸附模型 |
| 5.7 吸附热力学 |
| 5.8 吸附机理 |
| 5.9 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 |
| 参研课题情况 |
（6）铋基纳米材料的构筑及其对食品中有害重金属和微生物的清除研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 食品安全与食品污染物 |
| 1.1.1 食品安全概况 |
| 1.1.2 重金属污染在食品中的危害及现状 |
| 1.1.3 微生物污染在食品中的危害与现状 |
| 1.2 食品中重金属去除技术 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 络合法 |
| 1.2.3 超声波法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.3 食品中微生物去除技术 |
| 1.3.1 加热杀菌技术 |
| 1.3.2 辐照杀菌技术 |
| 1.3.3 脉冲电场杀菌技术 |
| 1.3.4 超高压杀菌技术 |
| 1.3.5 冷等离子体杀菌技术 |
| 1.4 纳米技术在食品中的应用 |
| 1.4.1 纳米吸附技术 |
| 1.4.2 纳米吸附剂的发展及在食品中的应用 |
| 1.4.3 纳米杀菌技术 |
| 1.4.4 纳米杀菌剂的发展及在食品中的应用 |
| 1.5 铋基纳米材料 |
| 1.5.1 铋基纳米材料的概况和发展 |
| 1.5.2 硫化铋纳米材料的概况和发展 |
| 1.6 研究目的、意义、内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 海胆状硫化铋空心纳米吸附剂的制备及其对重金属吸附技术研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器与设备 |
| 2.2.2 实验主要试剂 |
| 2.2.3 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的制备 |
| 2.2.4 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的吸附性能表征 |
| 2.2.5 吸附动力学性能 |
| 2.2.6 吸附平衡等温线性能 |
| 2.2.7 吸附热力学性能 |
| 2.2.8 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂在液态食品中的吸附性能 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的合成与表征 |
| 2.3.2 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的吸附动力学评价 |
| 2.3.3 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂在不同pH下吸附效果 |
| 2.3.4 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的平衡吸附等温线 |
| 2.3.5 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的吸附热力学评价 |
| 2.3.6 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂的吸附机理 |
| 2.3.7 海胆状Bi_2S_3空心纳米吸附剂在液态食品中的吸附效果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 芳樟醇/硫化铋复合纳米缓控释抗菌体系的构建及其杀菌性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验仪器与设备 |
| 3.2.2 实验主要试剂 |
| 3.2.3 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的制备 |
| 3.2.4 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的光热性能评价 |
| 3.2.5 芳樟醇的响应性释放评价 |
| 3.2.6 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的羟基自由基的检测 |
| 3.2.7 最小抑菌浓度(MIC)和最小杀菌浓度(MBC)的测定 |
| 3.2.8 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的抗菌性能评价 |
| 3.2.9 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂杀菌时对细菌细胞膜完整性的影响 |
| 3.2.10 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂杀菌时对细菌形态的影响 |
| 3.2.11 MTT细胞毒性评价 |
| 3.2.12 小鼠体内毒性评价 |
| 3.2.13 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂在液态食品中的抗菌性能评价 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的合成及表征 |
| 3.3.2 芳樟醇的响应性释放评价 |
| 3.3.3 最小抑菌浓度(MIC)和最小杀菌浓度(MBC)的测定 |
| 3.3.4 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂的抗菌性能评价 |
| 3.3.5 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂杀菌时对细胞膜完整性和细菌形态的影响 |
| 3.3.6 MTT细胞毒性评价 |
| 3.3.7 小鼠体内毒性评价 |
| 3.3.8 TD/Linalool@Bi_2S_3复合纳米抗菌剂在牛奶中杀灭金黄色葡萄球菌的应用 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 金纳米棒/硫化铋核壳纳米抗菌剂的制备及其杀菌性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验仪器与设备 |
| 4.2.2 实验主要试剂 |
| 4.2.3 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的制备 |
| 4.2.4 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的光热性能评价 |
| 4.2.5 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的光动力性能评价 |
| 4.2.6 最小抑菌浓度(MIC)和最小杀菌浓度(MBC)的测定 |
| 4.2.7 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的抗菌性能评价 |
| 4.2.8 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂杀菌时对细菌细胞膜完整性的影响 |
| 4.2.9 MTT细胞毒性评价 |
| 4.2.10 小鼠体内毒性评价 |
| 4.2.11 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂在液态食品中的抗菌性能评价 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的合成及表征 |
| 4.3.2 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的光热性能评价 |
| 4.3.3 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的光动力机理探究 |
| 4.3.4 最小抑菌浓度(MIC)和最小杀菌浓度(MBC)的测定 |
| 4.3.5 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂的抗菌性能评价 |
| 4.3.6 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂杀菌时对细菌细胞膜完整性的影响 |
| 4.3.7 MTT细胞毒性评价 |
| 4.3.8 小鼠体内毒性评价 |
| 4.3.9 Au@Bi_2S_3核壳纳米抗菌剂在牛奶中杀灭金黄色葡萄球菌的应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的学术活动及成果情况 |
（7）离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境污染问题 |
| 1.1.1 环境污染 |
| 1.1.2 重金属离子污染 |
| 1.1.3 铅 |
| 1.2 液膜技术 |
| 1.2.1 液膜技术概述 |
| 1.2.2 液膜技术分类 |
| 1.2.3 支撑液膜技术 |
| 1.3 离子液体 |
| 1.3.1 离子液体概述 |
| 1.3.2 离子液体的分类及制备 |
| 1.3.3 影响离子液体萃取金属离子性能的因素及应用 |
| 1.3.4 离子液体在支撑液膜中的应用 |
| 1.4 新型萃取凝胶膜 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器及药品 |
| 2.2 离子液体萃取实验 |
| 2.2.1 实验方法与装置 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 离子液体萃取凝胶膜(IL-EGM)的性能测试 |
| 2.3.1 IL-EGM的制备 |
| 2.3.2 IL-EGM的物理化学性能表征 |
| 2.3.3 IL-EGM对 Pb~(2+)的回收效率测试 |
| 第三章 离子液体对Pb~(2+)的提取性能研究 |
| 3.1 离子液体及目标金属离子的选择 |
| 3.2 络合剂含量对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.3 萃取温度对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.4 料液相pH值对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.5 萃取体系与水相体积比对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.6 干扰离子对Pb~(2+)萃取效率的影响 |
| 3.7 反萃剂筛选的影响 |
| 3.8 反萃剂浓度对反萃率的影响 |
| 3.9 反萃温度对反萃率的影响 |
| 3.10 萃取/反萃体系的重复利用 |
| 3.11 本章小结 |
| 第四章 离子液体萃取凝胶膜的制备及性能分析 |
| 4.1 离子液体的加入对凝胶形成的影响 |
| 4.2 离子液体萃取凝胶膜性能表征及分析 |
| 4.2.1 离子液体萃取凝胶膜连续性测试 |
| 4.2.2 离子液体萃取凝胶膜表面疏水性及粗糙度分析 |
| 4.2.3 离子液体萃取凝胶膜表面和断面形态分析 |
| 4.2.4 离子液体萃取凝胶膜表断面化学元素组成分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 离子液体萃取凝胶膜制备条件对Pb~(2+)回收效率的影响 |
| 5.1 IL体积百分比的影响 |
| 5.2 双硫腙含量的影响 |
| 5.3 交联剂TEOS含量的影响 |
| 5.4 涂覆时间的影响 |
| 5.5 存在问题初步分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参加科研情况 |
| 致谢 |
（8）铅冷快堆用燃料包壳管钢的制备与性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 第四代核能系统与铅冷快堆 |
| 2.1.1 第四代核能系统 |
| 2.1.2 铅冷快堆 |
| 2.2 堆芯结构材料的发展现状 |
| 2.3 液态铅铋合金对材料的腐蚀 |
| 2.3.1 材料在铅铋环境中的腐蚀机理 |
| 2.3.2 钢在液态铅铋中的腐蚀研究 |
| 2.3.3 影响材料铅铋腐蚀性能的因素 |
| 2.4 论文研究内容与研究方案 |
| 2.5 拟解决的关键科学和技术问题 |
| 3 材料制备、分析与测试方法 |
| 3.1 材料制备 |
| 3.1.1 真空熔铸及锻轧 |
| 3.1.2 热处理 |
| 3.1.3 热机械处理 |
| 3.2 成分分析与组织表征 |
| 3.2.1 元素含量分析 |
| 3.2.2 组织表征观察 |
| 3.3 力学性能测试 |
| 3.3.1 硬度测试 |
| 3.3.2 拉伸测试 |
| 3.3.3 冲击测试 |
| 3.4 铅铋腐蚀性能测试 |
| 3.4.1 静态铅铋腐蚀 |
| 3.4.2 静态铅铋慢拉伸 |
| 4 12Cr钢的成分设计和组织预报 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 合金元素的选择 |
| 4.3 合金元素的热力学计算 |
| 4.3.1 合金元素对基体组织的影响 |
| 4.3.2 合金元素对析出相的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 钇含量对12Cr钢组织和性能的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 12Cr钢的熔炼与锻轧 |
| 5.3 Y含量对12Cr相变点的影响 |
| 5.4 Y含量对12Cr热处理组织的影响 |
| 5.4.1 原奥氏体晶粒度的变化 |
| 5.4.2 铁素体含量的变化 |
| 5.5 淬火温度对12Cr热处理组织的影响 |
| 5.5.1 对原奥氏体晶粒度的影响 |
| 5.5.2 对铁素体含量的影响 |
| 5.6 12Cr钢的回火处理及组织分析 |
| 5.7 12Cr钢的力学性能评价 |
| 5.7.1 硬度 |
| 5.7.2 拉伸性能 |
| 5.8 小结 |
| 6 11Cr-1Si耐蚀钢的设计、制备与性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 11Cr-1Si耐蚀钢的成分设计与优化 |
| 6.2.1 Si含量的热力学计算 |
| 6.3 11Cr-1Si钢的熔炼与锻轧 |
| 6.4 11Cr-1Si钢的热处理与组织分析 |
| 6.4.1 热膨胀曲线测试 |
| 6.4.2 热处理与组织观察 |
| 6.5 11Cr-1Si钢的力学性能测试 |
| 6.5.1 冲击性能 |
| 6.5.2 室温拉伸 |
| 6.5.3 高温拉伸 |
| 6.5.4 断口分析 |
| 6.6 11Cr-1Si钢的热机械处理 |
| 6.7 小结 |
| 7 12Cr和11Cr-1Si钢的铅铋腐蚀行为 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 静态铅铋腐蚀实验 |
| 7.2.1 500 ℃静态饱和氧铅铋腐蚀 |
| 7.2.2 600 ℃静态饱和氧铅铋腐蚀 |
| 7.2.3 600 ℃静态控氧条件铅铋腐蚀 |
| 7.3 钢在液态铅铋中的腐蚀行为 |
| 7.3.1 腐蚀温度的影响 |
| 7.3.2 合金元素的影响 |
| 7.3.3 氧浓度的影响 |
| 7.4 钢的液态铅铋致脆行为 |
| 7.5 小结 |
| 8 主要结论与工作展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 后续工作展望 |
| 9 论文特色与创新 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（9）铅铋银系合金物料超重力熔析分离的基础研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 铅的冶炼概述 |
| 2.1.1 铅的火法冶炼 |
| 2.1.2 铅锑合金分离的研究现状 |
| 2.1.3 含银铅阳极泥的研究现状 |
| 2.1.4 含银铅铜阳极泥的工艺进展 |
| 2.1.5 贵铅合金物料的工艺进展 |
| 2.2 铋的冶炼概述 |
| 2.2.1 粗铋的火法精炼 |
| 2.2.2 二元Bi-X系合金分离的研究现状 |
| 2.2.3 铋锡合金焊料的处理技术 |
| 2.2.4 铋银锌壳的工艺进展 |
| 2.3 现有工艺存在的问题及研究意义 |
| 2.4 超重力冶金技术概述 |
| 2.4.1 超重力冶金技术的原理 |
| 2.4.2 多金属熔体超重力分离的研究进展 |
| 2.5 课题总体思路与研究内容 |
| 2.5.1 计划路线 |
| 2.5.2 研究内容 |
| 3 Pb-X系合金超重力低温熔析富集与分离 |
| 3.1 原料的制备与基础物性 |
| 3.1.1 Pb-Sb二元系合金 |
| 3.1.2 Pb-X系合金物料 |
| 3.2 离心装置与重力系数的计算 |
| 3.3 相图理论计算与分析 |
| 3.4 明晰Pb-X系合金中元素Pb的分离规律 |
| 3.4.1 试验过程及分析方法 |
| 3.4.2 分析结果与讨论 |
| 3.5 Pb-X系合金的低温熔析分离试验 |
| 3.5.1 试验过程及分析方法 |
| 3.5.2 超重力场对Pb-Sb合金分离的影响 |
| 3.5.3 Pb-X系合金物料的熔析分离 |
| 3.5.4 超重力分离Pb-X系合金的机制 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 Bi-X系合金熔体中元素Bi的迁移规律 |
| 4.1 试验过程及分析方法 |
| 4.2 相图理论分析 |
| 4.3 Bi-X系合金中元素Bi的迁移行为 |
| 4.3.1 Bi-Zn二元系 |
| 4.3.2 Bi-Cu二元系 |
| 4.3.3 Bi-Pb二元系 |
| 4.3.4 Bi-Ag二元系 |
| 4.3.5 Bi-Sn二元系 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 Pb-Ag-X三元系合金中元素的分配行为 |
| 5.1 原料的制备与基础物性 |
| 5.1.1 Pb-Ag-Sb三元系合金 |
| 5.1.2 含银铅铜阳极泥 |
| 5.2 Pb-Ag-Sb系合金中各元素的分配行为 |
| 5.2.1 试验过程及分析方法 |
| 5.2.2 分析结果与讨论 |
| 5.3 从含银铅铜阳极泥中分离得Pb-Ag-Cu合金 |
| 5.3.1 技术路线 |
| 5.3.2 试验过程及分析方法 |
| 5.3.3 分析结果与讨论 |
| 5.4 碳热还原热力学及相图理论分析 |
| 5.4.1 碳热还原热力学 |
| 5.4.2 相图理论分析与平衡计算 |
| 5.5 Pb-Ag-Cu合金超重力富集试验 |
| 5.5.1 试验过程及分析方法 |
| 5.5.2 分析结果与讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 Bi-Ag-X三元系合金熔析分离的机理与规律 |
| 6.1 原料的制备与基础物性 |
| 6.2 Bi-Ag系中加锌除银机理 |
| 6.2.1 相图理论分析 |
| 6.2.2 Zn理论添加量的计算 |
| 6.2.3 Bi-Ag-Zn合金的平衡计算 |
| 6.3 Bi-Ag-Zn三元合金熔析分离试验 |
| 6.3.1 试验过程及分析方法 |
| 6.3.2 超重力对Bi-Ag-Zn三元合金分离的影响 |
| 6.3.3 Bi-Ag-Zn三元合金熔析分离机制 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 Pb-Bi-Ag-X多元系合金的超重力高效分离机制 |
| 7.1 原料与基础物性 |
| 7.1.1 含铅铋银多元系合金 |
| 7.1.2 贵铅合金物料 |
| 7.2 含铅铋银多元系合金的熔析分离 |
| 7.2.1 试验过程及分析方法 |
| 7.2.2 分析结果与讨论 |
| 7.3 贵铅合金物料两段熔析分离试验 |
| 7.3.1 相图理论分析 |
| 7.3.2 试验过程及分析方法 |
| 7.3.3 分析结果与讨论 |
| 7.3.4 贵铅合金中有价金属的分离机制 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 课题特色与创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（10）聚丙烯酸/纤维素水凝胶纤维的制备及其对重金属离子的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 重金属离子废水处理研究现状 |
| 1.2.1 废水中重金属离子的污染来源及危害 |
| 1.2.2 重金属离子废水处理方法 |
| 1.3 聚丙烯酸钠 |
| 1.3.1 聚丙烯酸钠的结构 |
| 1.3.2 聚丙烯酸钠的性质 |
| 1.3.3 聚丙烯酸钠在水处理中的应用 |
| 1.4 羧甲基纤维素 |
| 1.4.1 羧甲基纤维素的结构 |
| 1.4.2 羧甲基纤维素的性质 |
| 1.4.3 羧甲基纤维素在水处理中的应用 |
| 1.5 水凝胶 |
| 1.5.1 水凝胶简介 |
| 1.5.2 水凝胶的制备方法 |
| 1.5.3 水凝胶在水处理中的应用 |
| 1.6 聚丙烯酸水凝胶和羧甲基纤维素水凝胶在水处理应用中的发展现状 |
| 1.7 本课题研究的目的意义及主要内容 |
| 1.7.1 研究目的意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 聚丙烯酸/纤维素水凝胶纤维的制备及其性能研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 水凝胶纤维的制备原理 |
| 2.1.4 水凝胶纤维的制备 |
| 2.1.5 水凝胶纤维的性能表征 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 PAAS/CMC复合水凝胶纤维丝的交联原理 |
| 2.2.2 水凝胶纤维的力学性能分析 |
| 2.2.3 不同含量的CMC对水凝胶纤维力学性质的影响 |
| 2.2.4 SEM分析 |
| 2.2.5 X射线衍射分析 |
| 2.2.6 红外谱图分析 |
| 2.2.7 热重分析 |
| 2.2.8 导电性分析 |
| 2.2.9 水凝胶纤维的防水性能 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 PAAS/CMC-PMA 水凝胶纤维和PAAS/CMC-PBA水凝胶纤维对重金属离子的吸附研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 标准曲线的制备 |
| 3.1.4 吸附实验 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 水凝胶纤维吸附前后对比 |
| 3.2.2 水凝胶纤维吸附性能的研究 |
| 3.2.3 水凝胶纤维吸附机理的研究 |
| 3.2.4 离子共存时的吸附影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 论文主要创新点 |
| 4.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
四、温度对液态重金属Pb结构变化的影响（论文参考文献）
- [1]污泥基生物炭的制备优化及其对重金属污染土壤的修复[D]. 邢佳. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究[D]. 徐光辉. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2021(02)
- [3]微波场中黄金浸出尾渣选择性氯化的工艺及机理研究[D]. 李浩宇. 昆明理工大学, 2021(02)
- [4]粗硒氧化调控-真空挥发提纯新技术的研究[D]. 查国正. 昆明理工大学, 2021
- [5]制备温度对松树皮水热炭和生物炭性质的影响及尿素改性生物炭对镉吸附效果研究[D]. 郭大川. 西南大学, 2021
- [6]铋基纳米材料的构筑及其对食品中有害重金属和微生物的清除研究[D]. 王婉妮. 合肥工业大学, 2021(02)
- [7]离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究[D]. 刘娟. 天津工业大学, 2021(01)
- [8]铅冷快堆用燃料包壳管钢的制备与性能研究[D]. 陈映雪. 北京科技大学, 2021
- [9]铅铋银系合金物料超重力熔析分离的基础研究[D]. 温小椿. 北京科技大学, 2021(02)
- [10]聚丙烯酸/纤维素水凝胶纤维的制备及其对重金属离子的吸附研究[D]. 王媚. 合肥学院, 2020(02)