一、舒兰褐煤对Ni~(2+),Zn~(2+),Pb~(2+)等重金属离子的吸附特性（论文文献综述）
刘娟[1]（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%。
杨刚[2]（2020）在《钢渣用于Ni/Pb污染土壤原位固化稳定化修复的研究》文中指出为开发钢渣高附加值资源化利用新途径,本文基于在重金属污染土壤固化剂方面的应用,考察了宝钢三种钢渣的基本性质,并在重金属溶液中开展不同钢渣对Ni2+、Pb2+离子的吸附性能研究,最终选择转炉钢渣粉为研究对象。开展转炉钢渣粉作为固化剂对Ni2+、Pb2+重金属污染土壤固化效果的研究:考察了转炉钢渣粉固化Ni2+、Pb2+重金属污染土壤的效果,研究了转炉钢渣粉固化Ni2+、Pb2+重金属离子的作用机理、转炉钢渣粉-水泥复配协同固化Ni2+、Pb2+重金属污染土壤的效果,开发了一种全新的重金属污染土壤固化剂新材料。具体成果如下:研究了铁水渣、转炉渣和电炉渣的浸出毒性、矿物组成、粉磨功指数、胶砂活性指数、f-CaO含量、孔结构等基础性质,并利用不同细度的钢渣在Ni2+、Pb2+离子溶液中进行吸附试验,得出了以下结论:（1）铁水渣在粉磨功指数、胶砂活性指数等方面有优势,但f-CaO含量太高,易因安定性不良导致固化体开裂;电炉渣的粉磨功指数、胶砂活性指数指标均不理想,粉磨能耗高且胶凝性差;而转炉渣各方面性能均适于作为固化剂使用。（2）细度区间为320-340目的转炉钢渣粉对重金属溶液中Ni2+离子、Pb2+离子吸附效果最优。研究了转炉钢渣粉对Ni2+、Pb2+重金属污染土壤的固化效果,测试分析了转炉钢渣粉添加量、固化时间等因素对Ni2+、Pb2+重金属污染土壤的固化效果的影响,为了提高固化率,研究磷酸改性转炉钢渣粉对重金属污染土壤修复效果的影响。发现:（1）转炉钢渣粉的加入可以明显提高重金属污染土壤的pH值,创造适宜重金属“钝化”所需的碱环境。（2）随着转炉钢渣粉的增加,重金属土壤中Ni2+离子浸出浓度和Pb2+离子浸出浓度均呈现明显的下降趋势,对重金属土壤具有良好的修复效果。转炉钢渣粉添加量为25%时,随着固化时间的增加,重金属土壤中Ni2+离子的浸出浓度下降显着,Pb2+离子的浸出浓度下降不显着且比较平稳。（3）适量磷酸处理有利于磷酸改性转炉钢渣粉形成较好的多孔结构,增大比表面积和孔体积,不仅利用离子交换方式将Ni2+离子、Pb2+离子固定在其表面,而且利用水化形成含水硅酸钙（C-S-H）实现对重金属土壤的包裹效果。当转炉钢渣粉用量为80g,磷酸用量为3.2mL时,磷酸改性转炉钢渣粉具有良好的孔结构;磷酸改性转炉钢渣粉用量为25%时对重金属污染土壤具有良好的修复效果。为揭示转炉钢渣粉固化Ni2+离子、Pb2+离子的作用机理,以转炉钢渣粉作为研究对象,采用傅里叶红外光谱仪研究不同固化时间节点下转炉钢渣粉对重金属污染土壤的固化效果,并从微观的层面揭示转炉钢渣粉对重金属污染土中Pb2+离子、Ni2+离子的固化过程以及重金属污染土壤-转炉钢渣粉混合物的微观结构。同时利用扫描电镜及能谱仪对上述测试与分析结果进行佐证。发现:（1）转炉钢渣粉对重金属污染土壤中Pb2+离子、Ni2+离子均具有较好的固化效果,在180d内固化率均达到了90%以上,其最低固化时间为3d,Pb2+离子、Ni2+离子分别以PbCO3、3Ni（OH）2·2H2O、Ni2SiO4的形式进行钝化。（2）转炉钢渣粉对重金属污染土壤中Pb2+离子、Ni2+离子固化过程可以分为三个阶段:前期（1～3d）,重金属污染土壤-转炉钢渣粉混合物中碱环境较高,加速形成3Ni（OH）2·2H2O,固化方式以离子交换为主;中期（7～42d）,重金属污染土壤-转炉钢渣粉混合物中OH-浓度下降,离子交换作用减弱和凝胶固化作用增强,促使Ni2SiO4的生成,同时形成大量CO32-,有利于PbCO3的形成;后期（56～180d）,重金属污染土壤-转炉钢渣粉混合物中形成大量C-S-H凝胶,对重金属污染土壤进行包裹,凝胶固化作用进一步增强。（3）利用高碱度环境通过离子交换固化Pb2+离子、Ni2+离子的效果强于水化硅酸钙凝胶（C-S-H）的固化效果,同时高碱度环境能抑制重金属污染土壤中的Pb2+离子、Ni2+离子的浸出,从而进一步提升转炉钢渣粉对污染土壤的固化效果。基于高斯过程回归建立软测量模型,研究了用该模型预测固化剂对污染土壤中Pb2+离子、Ni2+离子固化效果的有效性,发现该模型的预测结果与实际结果相比略偏小,其绝对误差为-0.94～-0.62,相对误差为-0.63%～-1.00%。为了弥补用转炉钢渣粉固化重金属污染土壤的无侧限抗压强度不足的缺点,将转炉钢渣粉与普通硅酸盐水泥进行复合制备转炉钢渣粉-水泥复合固化剂。采用正交试验方法,研究粉胶比、添加量、液固比和固化时间对复合固化剂固化Pb2+离子、Ni2+离子效果的影响,采用生化试验验证了复合固化剂对污染土壤中Ni2+、Pb2+离子的固化效果。研究结果表明该复合固化剂对重金属污染土壤中Ni2+离子、Pb2+离子具有良好的固化效果:（1）固化时间与添加量是影响复合固化剂对Ni2+离子、Pb2+离子固化效果的主要因素,但粉胶比对不同重金属离子的固化效果影响也很明显。（2）当粉胶比3:7、添加量25%、液固比1:3和固化时间28d时复合固化剂对Ni2+离子固化效果最佳。（3）当粉胶比6:4、添加量25%、液固比1:3和固化时间28d时复合固化剂对Pb2+离子固化效果最佳。（4）复合固化剂对Ni2+离子的固化率可达96%～99%,而对Pb2+离子的固化率大多在96%以下,因此,复合固化剂对Ni2+离子比Pb2+离子的固化效果更好。
孙娟[3]（2020）在《硫酸盐还原菌协同褐煤修复酸性矿山废水研究》文中研究指明针对硫酸盐还原菌（SRB）修复酸性矿山废水（AMD）时,低pH和重金属离子对SRB活性的抑制作用和微生物可利用碳源的经济性问题,基于褐煤具有吸附重金属、提升pH和可作为固相有机碳源的优点,以及寻找经济有效碳源对SRB修复AMD的重要意义。本课题首先以不同粒径褐煤为研究对象,系统深入地研究了不同粒径褐煤对Cu2+和Zn2+在单金属体系和二元金属体系下的吸附性能与吸附机理;其次,为提高SRB对褐煤固相有机碳源的利用性,从阜新市玉龙湖中富集、分离、纯化得到了一株溶煤菌（PSB1）,对其进行分子生物学鉴定后,进行了生长特性、耐酸特性和耐金属特性研究;最后,通过SRB协同褐煤修复AMD实验,探究了褐煤作为SRB碳源的可行性和有效性,揭示了SRB协同褐煤处理AMD的机理。研究结果表明:（1）褐煤对Cu2+和Zn2+的吸附动力学拟合模型符合准一级动力学模型,等温吸附线类型均为典型的L型等温线中的L-2型曲线。褐煤吸附Cu2+的等温吸附线拟合模型符合Langmuir模型,吸附Zn2+的等温吸附线拟合符合Freundlich模型。在单金属体系,褐煤吸附Cu2+的过程涉及静电、配位和离子交换作用,Cu2+以Cu2+、Cu O、Cu SO4和Cu CO3化学态吸附在褐煤表面,且Cu2+与褐煤芳烃上的氧发生配位作用时能够导致褐煤晶体结构一定的崩塌;褐煤吸附Zn2+的过程涉及静电作用、配位作用和离子交换作用,Zn2+以Zn O、Zn SO4和Zn CO3化学态吸附在褐煤表面,且Zn2+与褐煤芳烃上的氧发生配位作用时对褐煤晶体结构不产生较大改变。在二元金属体系,褐煤吸附Cu2+机理同单金属体系褐煤吸附Cu2+机理,二元金属体系下Zn2+只通过配位作用吸附在褐煤表面。（2）溶煤菌PSB1液体培养物呈红色,菌落呈黄色,圆形,边缘整齐,光滑湿润,直径为1～2mm左右,革兰氏染色呈阴性,为假单胞菌属,与Rhodopseudomonas palustris（WP012495146）相似性为98.7%。按照1:10接种比例接种PSB1培养时,0～4h为延缓期,4～50h为对数生长期,50～60h为稳定期,60h进入衰亡期。PSB1在pH为4～10范围内均可生长,具有良好的耐酸性。Cu2+和Zn2+对溶煤菌PSB1的毒性大小为Cu2+>Zn2+。（3）褐煤预处理AMD,60min,Cu2+去除率100%,体系pH从4提升至7.12,24h时,Zn2+去除率100%,体系pH为7.94。SRB协同PSB1溶解后褐煤体系修复预处理后的AMD时,SRB活性最佳,SO42-的去除率最高,为58.87%。SRB协同PSB1溶解后褐煤体系修复AMD时,PSB1生长代谢消耗了褐煤中的无机碳（Fe CO3、Ca CO3）,褐煤表面出现裸露的Fe2+和Ca2+。SRB还原SO42-产生的S2-与褐煤表面裸露的Fe2+生成Fe S沉淀,部分SO42-与褐煤表面裸露的Ca2+生成Ca SO4,吸附在褐煤表面。该论文有图44幅,表20个,参考文献96篇。
宋明垚[4]（2020）在《褐煤基吸附剂的制备及对水中Cd2+、Zn2+的吸附与溶出腐植酸的去除研究》文中研究说明随着城市化进程的不断加快,工业的快速发展,水环境中例如Cd2+、Zn2+等重金属离子污染愈发严重。吸附法由于其成本低、方便后续处理等诸多优势而被广泛应用在有色、臭、有机和无机废水处理工程中,而该方法的核心是选择一种适宜、高效的吸附剂,使污染物离子最大可能地被去除。褐煤作为一种储量巨大、有丰富的含氧官能团以及含有腐植酸大分子物质等优势的矿物质,近年来被广泛应用到环保及其他领域,但在利用过程中其也存在机械强度低、杂质含量高、易发生收缩或膨胀效应等劣势。因此,本文以采自云南弥勒某煤矿的褐煤作为原料,通过优化酸改性条件的方法成功制备出一种具有多种优良性质的褐煤基吸附剂,并对其进行性能表征与吸附能力试验,并关注在吸附过程中腐植酸的溶出情况,吸附后溶液通过投加铝盐絮凝剂的方式将游离腐植酸、重金属离子、腐植酸-重金属络合物质进行协同去除,最终保证水溶液的排放安全。本论文主要研究内容为以下四个部分:硝酸改性褐煤基吸附剂的制备:将采自云南弥勒某煤矿的褐煤作为原料,先通过单因素法以褐煤腐植酸含量与Cd2+、Zn2+的去除效果为目标大致确定反应时间、硝酸浓度、酸煤比三种反应条件;再利用响应曲面法优化改性条件,得到一个对含有Cd2+和Zn2+污染物离子溶液去除效果较好的,有效提高褐煤腐植酸含量的制备条件,后续实验使用的硝酸化褐煤均是在此条件下所制得。吸附剂各项表征与吸附批次实验:利用BET、SEM-EDS、FTIR、XRD、Zeta电位等表征手段对原始褐煤与硝酸化褐煤进行对比分析。结果表明,经适当浓度硝酸改性后,褐煤基吸附剂孔隙率增高;材料表面暴露出更多吸附位点,且Cd2+和Zn2+成功负载到了褐煤基吸附剂上;褐煤微晶结构并未被破坏;表面引入大量含氧官能团而导致Zeta电位值在所研究的p H范围内均为负,提高了反应体系的稳定性。系统地研究了原始褐煤与硝酸化褐煤对Cd2+和Zn2+的吸附性能,以及在各单因素条件下腐植酸的溶出情况。对于Cd2+和Zn2+而言,原始褐煤与硝酸化褐煤对二者的去除率均随着p H值的增大而逐渐增大;随着吸附剂粒径的减小而增大;随着吸附剂用量的增大而先增大后平衡;动力学实验数据拟合结果更符合准二阶动力学模型,说明吸附行为主要以化学吸附为主;等温线实验数据拟合结果更符合Langmuir等温线模型,吸附主要是表面单层吸附,通过分离因子RL说明两种吸附材料对Cd2+与Zn2+的吸附都容易进行;热力学计算参数可知,两种吸附材料对Cd2+与Zn2+的吸附均是自发的吸热反应。对于腐植酸的溶出而言,随着p H值的增加,两种吸附剂溶出腐植酸的量先缓慢增加,当溶液呈弱碱或碱性时,腐植酸开始大量溶出;随着原始褐煤粒径的减小,腐植酸溶出量逐渐增加;随着两种吸附用量的增加与反应时间的延长,溶液中腐植酸含量先增加后保持平衡;随着温度的升高,两种吸附剂在水中溶出的腐植酸量均有一定程度的增加。褐煤基吸附剂再生与吸附机理探究:利用工业废水中常含有的几种盐溶液对吸附了重金属离子后的吸附剂进行解吸发现,两种重金属离子与褐煤基吸附剂的结合非常稳定。在整个吸附过程中,吸附效应是褐煤与腐植酸共同对重金属离子作用的结果,褐煤分子含有大量的酚羟基、羧基、羰基等含氧官能团,腐植酸分子含有大量的羰基、醌基、羧基、羟基、甲氧基等含氧官能团,这些官能团决定了褐煤及腐植酸对重金属离子具有一定的阳离子交换性、螯合性、以及发生其他一系列复杂化学反应的可能性,最终表现为二者协同作用共同去除溶液中的Cd2+和Zn2+,而硝酸与褐煤的反应促进了多孔形态的形成和硝基腐植酸含量的增加,进一步提高了硝酸化褐煤对重金属离子的去除效果。研究结果表明硝酸改性褐煤基吸附剂在处理含有Cd2+和Zn2+的溶液过程中表现良好,具有应用潜能。吸附后溶液的深度处理:吸附后的出水中,仍含有一些未被去除的重金属离子、游离的腐植酸分子以及二者的结合物质,无法达到排放标准,通过投加铝盐絮凝剂（氯化铝,Al Cl3·6H2O）以及利用铝盐的水解条件可将污染物进行协同去除。考察了溶液p H、铝盐絮凝剂的投加量、腐植酸的初始浓度三种因素对出水处理效果的影响,并得到了最佳的处理条件,保证了最终处理后出水的排放安全。
罗琼[5]（2019）在《污泥堆肥富里酸与腐殖酸的纯化与应用研究》文中研究说明富里酸和腐殖酸是广泛存在于自然界各处地表环境中的大分子混合物,含有大量的活性基团,具有酸性、亲水性、界面活性、离子交换能力、吸附能力和络合能力等特性,是影响生态环境的重要因素。富里酸和腐殖酸的结构组成至今还未明确,充分了解富里酸和腐殖酸的结构组成将有助于更好的认识其环境效应。本文以城市污泥和树叶为原料,进行好氧堆肥,采用碱溶酸析法,从腐熟的堆肥中提取富里酸、腐殖酸和胡敏素。随后采用XAD-8大孔吸附树脂法、四级膜分离法、水洗纯化法对富里酸、腐殖酸和胡敏素进行了分级和纯化处理。采用超高效液相色谱-高分辨质谱技术,可将富里酸分为六种组分,并对富里酸各组分的分子量和化学式做了解析,对化学结构做了合理推测。最后,利用腐殖酸和胡敏素为吸附剂,选取铜、镉、铅、锌元素作为研究元素,探讨了腐殖酸和胡敏素对这四种重金属元素的吸附作用。主要研究结果如下:XAD-8大孔吸附树脂法是纯化处理富里酸的有效方法,四级膜分离法可按照分子量大小将富里酸分为四种级分。富里酸和腐殖酸主要由C、H、O、N四种元素组成,分子结构中含有大量的芳香结构、-OH键和含氧官能团。13C核磁共振波谱(13C NMR)结果表明,腐殖质物质中的碳主要以脂肪碳、芳香碳、羧基碳的形式存在。X射线光电子能谱（XPS）显示富里酸、腐殖酸和胡敏素表面的碳元素有七种化学形态,氮元素有四种化学形态,氧元素有两种化学形态。热分析（DSC/TG）结果表明腐殖质存在放热峰,比表面积（BET）分析结果证明腐殖质比表面积较小。高效液相色谱法（HPLC）是分离富里酸的有效方法,在建立分离方法时,研究了流动相、色谱柱、温度、洗脱模式等对分离效果的影响。采用超高效液相色谱串联四级杆飞行时间质谱仪技术（UPLC-TOF-Q/MS）,在正离子检测模式下,可将富里酸分离成六种单一的化合物。腐殖酸和胡敏素可以有效地吸附溶液中的Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+,吸附时间、反应温度、p H值、重金属离子初始浓度、吸附剂添加量等因素对吸附过程有显着影响。在反应温度为25℃、p H为2.0、反应时间为6 h的条件下,胡敏素添加量为2.5 g时,对浓度为100 mg/L的Cu2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+的去除效果分别为91.47%、85.14%、98.61%、69.71%。
李武楠[6]（2020）在《生物质黄原酸盐对土壤重金属淋洗废液的处理和应用研究》文中研究说明土壤淋洗是修复重金属污染土壤的常用技术之一。土壤淋洗过程中产生了大量的淋洗废液,会增加后处理成本。研究土壤重金属淋洗废液的回收再利用,可以提高淋洗剂的淋洗效率,降低淋洗修复的成本。论文通过比较四种吸附材料和四种生物质黄原酸盐对重金属Cd2+、Pb2+的吸附性能,筛选出玉米秸秆黄原酸盐为重金属Cd2+、Pb2+吸附效果较佳;再对玉米秸秆黄原酸盐的制备工艺进行优化,研究了吸附时间、pH、温度等对玉米秸秆黄原酸盐吸附Cd2+、Pb2+的吸附特征;分析玉米秸秆黄原酸盐吸附剂对Cd2+、Pb2+的动态吸附的吸附动力学模型;通过柱实验模拟实验,研究了玉米秸秆黄原酸盐吸附剂对Cd2+、Pb2+的动态吸附曲线,探讨了其吸附机理;在实验室的基础上,开展玉米秸秆黄原酸盐工业中试生产,并对玉米秸秆黄原酸盐的实际应用技术工艺进行分析。取得的主要结果如下:1.比较活性炭、膨润土、沸石、玉米秸秆和玉米秸秆黄原酸盐对重金属Cd2+、Pb2+吸附特征。证明玉米秸秆黄原酸盐的吸附量和吸附速率均优于其他几种吸附材料,相同时间内玉米秸秆黄原酸盐吸附量最大,效率最高。2.比较四种生物质黄原酸盐,包括淀粉黄原酸盐、壳聚糖黄原酸盐、小麦秸秆黄原酸盐、玉米秸秆黄原酸盐对重金属Cd2+、Pb2+的吸附特征。证明吸附材料用量均为0.2g/L情况下,玉米秸秆黄原酸盐对Cd2+、Pb2+的吸附容量最大,吸附容量由大到小分别是玉米秸秆黄原酸盐>壳聚糖黄原酸盐≥小麦秸秆黄原酸盐>淀粉黄原酸盐。其中,玉米秸秆黄原酸对水中Cd2+、Pb2+离子最大吸附量（Qm）分别为0.170mmol/g、0.133 mmol/g;准二级动力学能对四种黄原酸盐吸附Cd2+、Pb2+的吸附动力学进行很好的拟合,相关系数大于0.989;分析吸附条件对玉米秸秆黄原酸盐吸附Cd2+、Pb2+的影响,发现其对铅、镉的最佳处理条件为:吸附时间≥2h,温度为 20℃至 25℃,pH6～8。3.玉米秸秆原材料制备玉米秸秆黄原酸盐制备工艺。证明玉米秸秆黄原酸盐合成的最优化条件为NaOH浓度20%,CS2用量5 mL,黄化时间1h,成型硫酸镁用量5%3 mL。制备过程中的影响因素次序为:CS2的用量>黄化时间>NaOH浓度>成型硫酸镁的用量。玉米秸秆黄原酸盐处理淋洗废水效果明显,可使淋洗废液中Pb2+、Cd2+、Zn2+、Cr6+和Cu2+的去除率达到83.00％～99.21%,出水浓度满足《污水综合排放标准GB 8978-1996》要求,可用于处理土壤重金属的淋洗废液。4.揭示了玉米秸秆黄原酸盐对重金属铅的动态吸附特征。发现在填充高度为5cm,流速为1mL/min的柱实验中,穿透时间为96h,吸附饱和时间为200h。柱吸附结果表明,玉米秸秆黄原酸盐具备对重金属Pb2+的吸附能力,柱吸附穿透和饱和取决于流速、填柱高度和初始浓度,流速和初始浓度越小而填柱高度越高,则穿透时间和饱和时间越长。几种穿透模型能较好的预测实验室条件下的穿透曲线,流速越快,填柱高度越短,初始浓度越大,则穿透曲线的斜率越大,多次吸附循环实验结果表明玉米秸秆黄原酸盐具有较好的吸附性能,对实际淋洗废液的吸附也表明柱吸附试验结果能应用于实际淋洗工程废液处理。5.开展了玉米秸秆黄原酸盐的中试生产。中试生产对玉米秸秆黄原酸盐成品的吸附容量进行了检测,证明和实验室小试产品的各项吸附容量基本一致,达到了预期的中试生产效果。提出了玉米秸秆黄原酸盐的中试生产工艺流程和工艺参数,该流程工艺流程短,设备配置紧凑,装机容量小,能耗低等特点,但存在产率不高问题,在废液回用方面仍有待改进。6.开展了玉米秸秆黄原酸盐的应用研究。通过在湖南省郴州市某土壤重金属淋洗工程中应用表明,淋洗工程定时在暂存池出口和入口进行取样测定重金属As、Pb2+、Cd2+的浓度。进水总As浓度为0.22～0.63 mg/L、Pb2+浓度为6.09～27.07 mg/L、Cd2+浓度为4～13.78mg/L。经过内部循环,出水浓度总As小于0.02mg/L,Pb2+浓度小于0.5 mg/L,Cd2+浓度小于0.1 mg/L,处理效果满足《污水综合排放标准GB 8978-1996》,节水效果明显。
李大利[7]（2019）在《自模板法制备空心纳米金属硫化物及其对水溶液中重金属离子的吸附性能研究》文中研究表明随着现代化工业活动的不断增加,大量富含重金属离子的废水严重污染了生态环境,对人类生命健康构成了严重威胁。因此,减少重金属污染已成为保护人类健康、生态系统和粮食安全的重要预防措施。由于传统吸附剂难以有效痕量去除重金属离子,所以迫切需要开发更高效和经济的吸附剂,以达到高效痕量去除重金属污染的目的。制备具有大比表面积,灵活的表面活性位点以及绿色环保的新型材料是实现痕量去除重金属污染的有效选择。基于上述问题,本文研究制备了两种空心纳米金属硫化物材料,讨论了两种材料对水溶液中典型重金属离子的吸附性能及吸附机理,主要内容如下:（1）本文报告了一种简便的自模板策略,用于合成由Ni2S空心纳米颗粒。首先合成四角形纳米棱柱的镍前体并作为自牺牲模板。然后,通过硫化反应消耗这些Ni前驱体,同时在其周围生长一层Ni2S壳层。通过研究发现,Ni2S空心纳米颗粒对水溶液中Pb2+离子具有良好的吸附效果,吸附容量高达695.47 mg g-1,可以迅速将Pb2+离子浓度从ppm水平降低到3 ppb的痕量水平。Pb2+离子的吸附动力学符合拟二阶模型,表明吸附机理是通过M-S键结合的化学吸附。Pb2+离子的吸附等温线与Langmuir等温模型一致,表明吸附作用是单层吸附。在其他阴阳离子共存的情况下,对Pb2+离子具有显着的选择性。在3-7 pH范围内,Pb2+离子具有高的去除率。（2）使用ZIF-67作为牺牲模板制备了一种多面体CoS空心纳米笼材料。CoS空心纳米笼材料对多种不同重金属离子(如Cu2+,Zn2+,Pb2+,Ag+和Cd2+)具有优异的去除效果。通过研究发现,对于六种不同重金属离子的选择性顺序为:Ni2+<<Zn2+,Cd2+<Pb2+,Cu2+,Ag+。其中,Ag+饱和吸附容量高达2147.944 mg g-1,Pb2+饱和吸附容量达到813.808 mg g-1且分配系数（Kd）高达107 mL g-1,优于已报道的诸多吸附材料。Cu2+,Zn2+,Pb2+,Ag+和Cd2+的吸附等温线与Langmuir等温模型一致,表明吸附作用是单层吸附。它可以迅速将Ag+的浓度从ppm水平降低到1 ppb的痕量水平。Cu2+,Zn2+,Pb2+,Ag+和Cd2+的吸附动力学符合拟二阶模型,表明吸附机理是通过M-S键结合的化学吸附。此外,当pH值为1-7时,Ag+去除效率都超过99.9%。
安洋康[8]（2017）在《煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属离子的去除及机理研究》文中研究说明本论文是依托导师的国家自然科学基金项目“煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂制备及其对重金属离子的协同作用机制研究（51278418）”。利用褐煤的物理化学结构特点,采用高能球磨制备超微煤粉以增大其表面反应活性,通过化学接枝将聚乙烯亚胺（PEI）引入煤的大分子结构中以增加其对重金属离子的螯合性能,将煤表面的接枝基团与交联剂进行化学交联成型,成功制备了既具优异螯合吸附性能和良好机械性能及化学稳定性的煤/PEI交联复合螯合吸附剂。通过静态实验考察煤/PEI交联复合螯合吸附剂对含Pb2+、Ni2+和Cd2+模拟废水、冶炼废水和化学镀镍废水中重金属的吸附螯合性能。煤/PEI交联复合螯合吸附剂对Pb2+、Cd2+和Ni2+的吸附符合二级吸附动力学模型和Freundlich吸附等温模型,复合螯合吸附剂对Pb2+、Ni2+和Cd2+的饱和吸附量分别为74.44、65.28和63.77mg/g。实验条件下,煤/PEI交联复合螯合吸附剂对实际废水中重金属离子的吸附效果好。分别用HC1溶液和NaOH溶液、功率比为60%的超声波三种方法对吸附饱和的煤/PEI交联复合螯合吸附剂进行脱附再生处理,HC1溶液对螯合吸附剂的脱附效果最好。利用比表面及孔径分析、激光粒度分析、元素分析、FTIR、热重分析及SEM等对煤粉、交联复合螯合吸附剂的制备中间产物和产品进行分析,研究了交联复合螯合吸附剂的制备机理,分析了煤/PEI交联复合螯合吸附剂的物理化学结构并建立分子结构模型。通过对煤/PEI交联复合螯合吸附剂制备过程和吸附前后FTIR、SEM、孔结构等分析对比,提出了煤/PEI交联复合螯合吸附剂与重金属离子作用的机制。煤/PEI交联复合螯合吸附剂中丰富孔隙结构可以吸附溶液中的重金属离子,而其分子结构中自由的胺基等可以和重金属离子发生螯合反应,形成稳定的螯合物,吸附和螯合可以起到协同作用。
林本兰,吴兰兰,崔升,沈晓冬,张晓征,周游[9]（2015）在《新型重金属离子吸附剂的研究进展》文中研究指明重金属离子废水严重威胁人类的生命安全,现有多种处理方法都存在一定问题。吸附法具有简单、方便、高效、快捷、选择性强等优势,引起了人们的日益关注。在综述了腐植酸类吸附剂、碳类吸附剂、矿物吸附剂、高分子吸附剂、生物材料吸附剂以及介孔SiO2材料等多种现有工业应用吸附剂的基础上,着重介绍了新型特定功能组分SiO2气凝胶的制备及其在重金属废水处理的研究现状,并就今后SiO2气凝胶材料在水处理过程中的应用进行了展望。
王艺[10]（2015）在《煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂的制备及性能研究》文中研究表明重金属污染已成为当今最为严重的问题之一,直接危害人类和生物的健康。目前最常用的的方法为吸附法。为了解决目前螯合剂无法兼备良好强度与螯合特性的问题,本文以球磨后的褐煤超微煤粉、聚乙烯亚胺（PEI）为原料制备出一种新型煤/PEI交联复合螯合吸附剂。变质程度较低的褐煤被选择做为研究原材料,利用高能球磨制得超微煤粉,通过反应将聚乙烯亚胺（PEI）接枝到超微煤粉表面,并使其交联成型制得煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂。该反应分为两部进行:接枝和交联。接枝阶段考察了以下因素:接枝方法、偶联剂的种类和用量以及接枝反应的时间和温度;交联阶段考察了:交联剂的种类和用量,交联反应的时间和温度等因素。采用单因素法,根据重金属离子的吸附量情况来确定出最佳的制备工艺。考察了最佳条件下制备的煤/PEI交联复合螯合吸附剂分别对重金属离子Pb2+、Cu2+、Cd2+吸附动力学和等温线,并进行线性拟合。结果表明,煤/PEI交联复合螯合吸附剂的最佳制备工艺及参数为:接枝反应阶段:通过机械力偶联方式利用KH550制得改性煤粉,KH550用量为煤粉质量的3%;接枝温度为40℃,时间为4h,煤粉与PEI质量比为30:1;交联反应阶段:在碱性条件下,选择环氧氯丙烷作为交联剂,交联温度、时间分别为40℃和3h。对重金属离子Cu2+、Pb2+、Cd2+吸附量分别为59.88 mg·g-1,48.54mg·g-1,40.24mg·g-1,且均符合二级动力学和Langmuir等温式。对褐煤煤粉、接枝产物、终产物以及吸附重金属离子的物理、化学结构和性质的分析表征主要采用工业元素分析、红外光谱分析（FTIR）、扫描电镜（SEM）、N2吸附等方式,以确定制备以及吸附机理。褐煤煤粉的主要吸收峰为:在2920cm-1、1457cm-1、803cm-1附近为-CH2振动吸收峰,1035cm-1为Si-O对称伸缩振动峰,1618cm-1附近为C-N-H的弱振动吸收峰。比较接枝煤粉的红外光谱图与褐煤煤粉的红外光谱图可以看出,C-N-H的振动吸收增强。因此可以确定聚乙烯亚胺（PEI）接枝到煤粉表面。终产物主要吸收峰为:2870cm-1和1475cm-1处为C-H键的伸缩振动,3100cm-1处的较大宽峰位-COOH与C-H键共同形成,1250cm-1处为芳烃中C-H吸收峰,1650cm-1处的强烈吸收峰为C=O伸缩振动。吸附重金属离子后的主要吸收峰为:3417cm-1N-H伸缩振动,1629cm-1N-H弯曲振动,1400 cm-1强峰明显,为C-N伸展酰胺。通过峰值的出现、消失和振动的增强和减弱过程可以看出煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂（终产物）对重金属离子具有良好的吸附性能,同时推断出制备及吸附反应机理。扫描电镜（SEM）图谱可以清晰看到褐煤及终产物的表面结构分布,N2吸附确定褐煤、终产物以及吸附后的孔容、空面积和孔径之间的关系。
二、舒兰褐煤对Ni~(2+),Zn~(2+),Pb~(2+)等重金属离子的吸附特性（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、舒兰褐煤对Ni~(2+),Zn~(2+),Pb~(2+)等重金属离子的吸附特性（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）钢渣用于Ni/Pb污染土壤原位固化稳定化修复的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 污染土壤的现状 |
| 1.1.2 钢渣的利用现状 |
| 1.2 重金属污染土壤修复技术研究现状 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 物理化学修复技术 |
| 1.2.4 植物修复技术 |
| 1.2.5 重金属污染土壤修复技术比较 |
| 1.3 固化稳定化修复材料的研究现状 |
| 1.3.1 无机类土壤固化剂 |
| 1.3.2 无机类土壤稳定剂 |
| 1.3.3 固化稳定化修复材料的比较 |
| 1.4 钢渣吸附重金属离子的研究现状 |
| 1.5 研究目的、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容与技术路线 |
| 2 试验原料与分析测试方法 |
| 2.1 试验原料 |
| 2.1.1 钢渣 |
| 2.1.2 水泥 |
| 2.1.3 重金属污染土壤 |
| 2.1.4 试验用试剂 |
| 2.2 分析测试方法与仪器 |
| 2.2.1 物料常规性质检测方法与仪器 |
| 2.2.2 重金属离子吸附性能测试 |
| 2.2.3 重金属离子解吸性能测试 |
| 2.2.4 其他常规仪器设备 |
| 3 不同钢渣的基础性质分析 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 不同钢渣的基础性质分析 |
| 3.2.1 化学组成 |
| 3.2.2 易磨性 |
| 3.2.3 矿物组成 |
| 3.2.4 胶砂活性指数 |
| 3.2.5 f-CaO含量 |
| 3.2.6 浸出毒性 |
| 3.2.7 孔结构 |
| 3.2.8 水悬浮液pH值 |
| 3.3 制备固化剂用钢渣的选择 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 钢渣对重金属离子的吸附与稳定效果 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.3 三种渣粉对Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的吸附与稳定效果的对比 |
| 4.3.1 三种渣粉对Ni~(2+)离子的吸附与稳定效果的对比 |
| 4.3.2 三种渣粉对Pb~(2+)离子的吸附和稳定效果的对比 |
| 4.4 用转炉渣粉吸附Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的优化试验 |
| 4.4.1 转炉钢渣粉添加量对重金属离子吸附效果的影响 |
| 4.4.2 溶液中重金属离子初始浓度变化对吸附效果的影响 |
| 4.4.3 溶液的pH值变化对吸附效果的影响 |
| 4.4.4 吸附时间对吸附效果的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 转炉钢渣粉对重金属污染土壤固化效果的研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.3 试验结果与分析 |
| 5.3.1 固化剂添加量对重金属污染土壤渗滤液pH值的影响 |
| 5.3.2 固化剂添加量对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 5.3.3 固化时间对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 5.3.4 固化后污染土壤的无侧限抗压强度测试结果 |
| 5.3.5 磷酸改性转炉钢渣粉对重金属污染土壤固化效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 转炉钢渣粉固化Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的机理研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.3 转炉钢渣粉固化Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的机理 |
| 6.3.1 各固化时间节点污染土壤-转炉钢渣粉混合物的XRD测试分析 |
| 6.3.2 各固化时间节点污染土壤-转炉钢渣粉混合物的FT-IR测试分析 |
| 6.3.3 各固化时间节点污染土壤-转炉钢渣粉混合物的SEM/EDS测试分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 转炉钢渣粉对Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的预测模型 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 转炉钢渣粉固化Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的长期效果 |
| 7.3 预测模型的建立方法 |
| 7.4 基于高斯过程回归的软测量预测模型 |
| 7.4.1 软测量预测模型的预测效果 |
| 7.4.2 软测量预测模型的预测精度 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 转炉钢渣粉-水泥复合固化剂协同固化Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的效果研究 |
| 8.1 概论 |
| 8.2 研究方法 |
| 8.2.1 重金属污染土壤的样品采集与测定 |
| 8.2.2 转炉钢渣粉-水泥复合固化剂的制备 |
| 8.2.3 转炉钢渣粉-水泥复合固化剂固化Ni~(2+)、Pb~(2+)离子的效果测试 |
| 8.3 单因素影响试验 |
| 8.3.1 粉胶比对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 8.3.2 掺加量对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 8.3.3 液固比对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 8.3.4 固化时间对污染土壤中Ni~(2+)、Pb~(2+)离子固化效果的影响 |
| 8.4 正交试验设计与分析 |
| 8.4.1 正交试验方案 |
| 8.4.2 影响复合固化剂固化效果因素的重要性分析 |
| 8.5 固化效果生化验证试验 |
| 8.6 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 本论文工作的主要创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）硫酸盐还原菌协同褐煤修复酸性矿山废水研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 酸性矿山废水研究现状 |
| 1.3 褐煤研究现状 |
| 1.4 研究思路、意义、内容及技术路线 |
| 2 实验器材及分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 仪器设备及化学药剂 |
| 2.3 检测项目及分析方法 |
| 3 褐煤对Cu~(2+)、Zn~(2+)吸附特性及机理研究 |
| 3.1 褐煤的物化特性表征 |
| 3.2 褐煤在单金属体系下的吸附特性 |
| 3.3 褐煤在二元金属体系下的吸附特性 |
| 3.4 吸附机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 溶煤菌分离鉴定及特性研究 |
| 4.1 溶煤菌富集培养 |
| 4.2 溶煤菌分离纯化及初步鉴定 |
| 4.3 菌株16SrDNA鉴定 |
| 4.4 溶煤菌生长特性研究 |
| 4.5 溶煤菌耐酸特性研究 |
| 4.6 溶煤菌耐金属特性研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 硫酸盐还原菌协同褐煤修复酸性矿山废水实验研究 |
| 5.1 褐煤预处理酸性矿山废水实验 |
| 5.2 硫酸盐还原菌利用溶煤菌溶解褐煤修复酸性矿山废水实验 |
| 5.3 硫酸盐还原菌利用溶煤菌溶解后褐煤修复酸性矿山废水实验 |
| 5.4 硫酸盐还原菌协同褐煤修复酸性矿山废水机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新性 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）褐煤基吸附剂的制备及对水中Cd2+、Zn2+的吸附与溶出腐植酸的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.2.1 响应曲面法优化硝酸改性褐煤条件 |
| 1.2.2 原始褐煤与硝酸改性褐煤去除Cd~(2+)、Zn~(2+)的性能研究 |
| 1.2.3 吸附后水样的深度处理 |
| 1.3 创新点 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料及研究方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料、试剂及仪器 |
| 2.2.1 实验材料、试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 褐煤样品的预处理 |
| 2.3.2 褐煤样品腐植酸的提取 |
| 2.3.3 褐煤基吸附剂总腐植酸含量的测定 |
| 2.3.4 吸附实验 |
| 2.3.5 重金属离子与溶解态腐植酸含量的测定 |
| 2.4 褐煤基本性质分析及表征方法 |
| 2.4.1 煤样的工业分析 |
| 2.4.2 比表面积与孔径分布分析 |
| 2.4.3 SEM+EDS分析 |
| 2.4.4 FTIR分析 |
| 2.4.5 XRD分析 |
| 2.4.6 Zeta电位分析 |
| 第三章 硝酸改性褐煤吸附剂的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 硝酸改性褐煤吸附剂制备单因素分析 |
| 3.2.1 反应时间的影响 |
| 3.2.2 硝酸浓度的影响 |
| 3.2.3 酸煤比的影响 |
| 3.3 响应曲面法优化制备硝酸改性褐煤吸附剂 |
| 3.3.1 BBD设计及分析 |
| 3.3.2 褐煤腐植酸含量的RSM优化结果 |
| 3.3.3 Cd~(2+)去除率的RSM优化结果 |
| 3.3.4 Zn~(2+)去除率的RSM优化结果 |
| 3.3.5 硝酸化褐煤最优制备条件确定 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 褐煤基吸附剂去除水中Cd~(2+)、Zn~(2+)与腐植酸溶出特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原始褐煤与硝酸化褐煤及其吸附后煤样的表征分析 |
| 4.2.1 BET分析 |
| 4.2.2 SEM+EDS分析 |
| 4.2.3 FTIR分析 |
| 4.2.4 XRD分析 |
| 4.3 原始褐煤与硝酸化褐煤对水中Cd~(2+)、Zn~(2+)的吸附及腐植酸溶出的影响 |
| 4.3.1 溶液pH的影响 |
| 4.3.2 煤样粒径的影响 |
| 4.3.3 吸附剂用量的影响 |
| 4.3.4 吸附动力学 |
| 4.3.5 吸附等温线 |
| 4.3.6 吸附热力学 |
| 4.4 褐煤基吸附剂协同腐植酸去除Cd~(2+)与Zn~(2+)机制研究 |
| 4.5 褐煤基吸附剂再生性能研究 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 铝盐絮凝剂对腐植酸与Cd~(2+)、Zn~(2+)的协同去除 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 最佳去除条件的确定 |
| 5.2.1 溶液pH的影响 |
| 5.2.2 铝盐絮凝剂投加量的影响 |
| 5.2.3 初始浓度的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间发表的研究成果 |
| 附录 B 攻读学位期间获得的荣誉和奖励 |
（5）污泥堆肥富里酸与腐殖酸的纯化与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 污泥堆肥现状 |
| 1.1.2 腐殖质概念及组成特征 |
| 1.1.3 富里酸和腐殖酸的环境特性 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 富里酸和腐殖酸的提取分离研究进展 |
| 1.2.2 富里酸和腐殖酸的分级纯化研究进展 |
| 1.2.3 富里酸和腐殖酸的表征方法 |
| 1.2.4 富里酸和腐殖酸对重金属的吸附 |
| 1.3 研究目标及内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 纯化实验及分析表征方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 富里酸、腐殖酸的提取 |
| 2.3 富里酸的分级纯化 |
| 2.3.1 XAD-8 大孔吸附树脂法 |
| 2.3.2 四级膜分离法 |
| 2.4 腐殖酸和胡敏素的纯化 |
| 2.5 表征方法 |
| 第3章 富里酸、腐殖酸的结构与性质 |
| 3.1 富里酸、腐殖酸的元素分析和XRD分析 |
| 3.2 堆肥、富里酸、腐殖酸的FT-IR分析 |
| 3.3 富里酸、腐殖酸的紫外-可见光谱分析 |
| 3.4 富里酸、腐殖酸的~(13)C NMR分析 |
| 3.5 富里酸、腐殖酸、胡敏素的XPS分析 |
| 3.5.1 XPS表面元素分析 |
| 3.5.2 XPS元素化学形态分析 |
| 3.5.3 富里酸、腐殖酸的显微观测 |
| 3.6 富里酸、腐殖酸、胡敏素的热分析 |
| 3.7 腐殖酸、胡敏素的BET表征分析 |
| 3.8 四级膜分离法 |
| 3.8.1 不同级分富里酸的FT-IR分析 |
| 3.8.2 不同级分富里酸的三维荧光光谱分析 |
| 3.9 本章小结 |
| 第4章 富里酸液相色谱方法探索及其液质联用分析 |
| 4.1 高效液相色谱方法介绍 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器设备 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.3 高效液相色谱方法的建立 |
| 4.3.1 影响因素 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.3.3 最佳色谱条件 |
| 4.4 超高效液相色谱-四级杆飞行时间质谱联用 |
| 4.4.1 实验步骤 |
| 4.4.2 分子量解析 |
| 4.4.3 化学式、化学结构的推测 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 腐殖酸、胡敏素对废水中重金属的去除 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 腐殖酸与重金属离子吸附实验 |
| 5.1.3 胡敏素与重金属离子吸附实验 |
| 5.1.4 溶液中重金属离子浓度的测定 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 腐殖酸与重金属离子吸附实验 |
| 5.2.2 胡敏素与重金属离子吸附实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）生物质黄原酸盐对土壤重金属淋洗废液的处理和应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的修复技术 |
| 1.2 土壤淋洗修复技术 |
| 1.2.1 淋洗方法 |
| 1.2.2 淋洗剂 |
| 1.3 重金属废水处理方法 |
| 1.3.1 离子交换树脂法 |
| 1.3.2 沉淀法 |
| 1.3.3 絮凝/混凝法 |
| 1.3.4 膜分离法 |
| 1.3.5 电化学法 |
| 1.3.6 吸附法 |
| 1.4 黄原酸盐的相关研究进展 |
| 1.4.1 黄原酸盐的概述 |
| 1.4.2 黄原酸盐的制备方法 |
| 1.4.3 黄原酸盐吸附重金属的原理 |
| 1.4.4 黄原酸盐的国内外研究进展 |
| 1.4.5 黄原酸盐吸附重金属的表征研究 |
| 1.5 研究目的意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 目的意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 无机吸附剂与玉米秸秆黄原酸盐的吸附性能比较 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 几种材料对Pb~(2+)、Cd~(2+)的吸附情况 |
| 2.3.2 吸附去除率分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 四种不同生物质黄原酸盐对重金属的吸附特征研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 生物质黄原酸盐材料制备 |
| 3.2.2 生物质黄原酸盐对废水中重金属铅、镉的吸附实验 |
| 3.2.3 测定指标与方法 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同生物质黄原酸盐对废水中Pb~(2+)、Cd~(2+)的吸附性能 |
| 3.3.2 不同生物质黄原酸盐对模拟废水中Pb~(2+)、Cd~(2+)吸附动力学 |
| 3.3.3 吸附温度对玉米秸秆黄原酸盐(YCX)吸附Pb~(2+)、Cd~(2+)效果影响 |
| 3.3.4 pH对玉米秸秆黄原酸盐(YCX)吸附Pb~(2+)、Cd~(2+)效果的影响 |
| 3.3.5 玉米秸秆黄原酸盐(YCX)吸附Pb~(2+)、Cd~(2+)前后的FT-IR表征 |
| 3.4 小结 |
| 4 玉米秸秆黄原酸盐的制备工艺参数优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 材料合成 |
| 4.3.2 制备方法实验设计 |
| 4.3.3 解吸实验 |
| 4.3.4 玉米秸秆黄原酸盐对重金属淋洗废液的吸附实验 |
| 4.4 数据分析 |
| 4.5 结果分析 |
| 4.5.1 制备玉米秸秆黄原酸盐的参数优化 |
| 4.5.2 制备响黄原酸盐制备的影响因素 |
| 4.5.3 玉米秸秆黄原酸盐吸附铅前后表面分析 |
| 4.5.4 解吸实验 |
| 4.5.5 玉米秸秆黄原酸盐处理淋洗废水的离子吸附实验 |
| 4.6 小结 |
| 5 玉米秸秆黄原酸盐对铅的动态吸附特征 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 玉米秸秆黄原酸盐的制备 |
| 5.3 柱吸附实验 |
| 5.3.1 批次实验 |
| 5.3.2 吸附装置 |
| 5.3.3 吸附柱吸附解吸的穿透实验 |
| 5.4 相关吸附模型 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 材料的制备 |
| 5.5.2 穿透曲线和吸附质初始浓度的关系 |
| 5.5.3 穿透曲线和吸附材料填充高度的关系 |
| 5.5.4 流速对穿透曲线的影响 |
| 5.5.5 穿透模型 |
| 5.5.6 循环吸附效率 |
| 5.6 小结 |
| 6 玉米秸秆黄原酸盐的中试生产工艺研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 中试生产设计 |
| 6.2.1 主要原料和设备 |
| 6.2.2 中试生产工艺 |
| 6.2.3 中试生产过程 |
| 6.3 中试生产关键控制点及工艺参数 |
| 6.4 中试生产产量及质量指标 |
| 6.5 稳定性检测 |
| 6.6 成本计算 |
| 6.7 小结 |
| 7 玉米秸秆黄原酸盐处理重金属淋洗废水的工程应用 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 中试工程实例工艺流程 |
| 7.3 主要构筑物 |
| 7.3.1 暂存罐 |
| 7.3.2 反应罐 |
| 7.3.4 斜管沉淀池 |
| 7.3.5 串联吸附罐 |
| 7.4 实验设计处理 |
| 7.5 工程应用效果 |
| 7.5.1 土壤淋洗效果 |
| 7.5.2 尾砂淋洗效果 |
| 7.5.3 淋洗液处理效果 |
| 7.5.4 小结 |
| 8 论文结论、创新点与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）自模板法制备空心纳米金属硫化物及其对水溶液中重金属离子的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 常见重金属的来源及危害 |
| 1.3 废水中重金属污染处理方法及研究现状 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 电化学法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 微生物法 |
| 1.3.5 吸附法 |
| 1.4 金属硫化物纳米吸附剂 |
| 1.4.1 金属硫化物纳米吸附剂的简介 |
| 1.4.2 金属硫化物纳米吸附剂在重金属去除领域的应用 |
| 1.5 本文研究意义和主要工作 |
| 1.5.1 本文研究意义 |
| 1.5.2 主要工作 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 标准溶液的配置 |
| 2.2.2 金属浓度的测定 |
| 2.2.3 计算方法 |
| 2.3 材料表征分析方法 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.2 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.3 N2 吸脱附等温实验(BET) |
| 2.3.4 X射线电子能谱仪(XPS) |
| 2.3.5 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.3.6 原子吸收光谱仪(AAS) |
| 第三章 自模板法制备Ni_2S空心纳米颗粒及其对水溶液中Pb~(2+)离子的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 Ni_2S空心纳米颗粒的制备 |
| 3.2.2 对模拟废水中Pb~(2+)离子的吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附剂的形貌及元素组成 |
| 3.3.2 pH值对吸附性能的影响 |
| 3.3.3 吸附动力学的研究 |
| 3.3.4 吸附容量和吸附等温模型研究 |
| 3.3.5 竞争离子对吸附性能的影响 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 形貌可控的无定型CoS空心纳米笼对水溶液中多种重金属离子的去除应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 CoS HNC吸附剂的制备 |
| 4.2.2 对模拟废水中重金属离子的吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 吸附剂的形成过程 |
| 4.3.2 吸附剂的形貌分析 |
| 4.3.3 吸附剂的物相分析 |
| 4.3.4 CoS HNC对不同重金属离子的吸附性能 |
| 4.3.5 吸附动力学,吸附容量以及吸附等温线研究 |
| 4.3.6 pH值对吸附性能的影响 |
| 4.3.7 吸附机理研究 |
| 4.4 本章总结 |
| 第五章 结论、创新点和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 附表 |
（8）煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属离子的去除及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水的主要来源及危害 |
| 1.2 重金属废水处理的研究现状 |
| 1.3 重金属离子螯合吸附剂的研究进展 |
| 1.4 聚乙烯亚胺（PEI）的应用现状 |
| 1.5 煤的结构及吸附性能研究进展 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线图 |
| 2 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的应用基础研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验药品和仪器 |
| 2.1.2 煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属模拟废水的吸附性能研究 |
| 2.1.3 煤/PEI交联复合螯合吸附剂处理化学镀镍废水的效果研究 |
| 2.1.4 煤/PEI交联复合螯合吸附剂处理冶炼废水的效果研究 |
| 2.1.5 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的脱附再生研究 |
| 2.1.6 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属模拟废水吸附效果 |
| 2.2.2 煤/PEI交联复合螯合吸附剂处理化学镀镍废水效果 |
| 2.2.3 煤/PEI交联复合螯合吸附剂处理冶炼废水的效果 |
| 2.2.4 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的脱附再生 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的分析表征 |
| 3.1 原煤粒度分析 |
| 3.2 扫描电镜分析 |
| 3.3 复合螯合吸附剂的工业和元素分析 |
| 3.4 比表面积及孔径分析 |
| 3.5 红外光谱分析 |
| 3.6 热重分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 复合螯合吸附剂的制备机理及其对重金属离子的作用机制研究 |
| 4.1 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的制备机理 |
| 4.2 煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属离子的作用机理 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（9）新型重金属离子吸附剂的研究进展（论文提纲范文）
| 0引言 |
| 1吸附法处理重金属离子废水研究进展 |
| 1.1腐植酸类吸附剂 |
| 1.2碳类吸附剂 |
| 1.3矿物吸附剂 |
| 1.4高分子吸附剂 |
| 1.5生物材料吸附剂 |
| 1.6介孔SiO２材料 |
| 2特定功能组分SiO２气凝胶的制备及其在重金属废水处理中的研究现状 |
| 2.1特定功能组分SiO２气凝胶的制备 |
| (1)特定功能组分SiO２湿凝胶的制备和老化 |
| (2)湿凝胶的干燥 |
| 2.2气凝胶用于重金属废水处理的研究进展 |
| 3结语 |
（10）煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 螯合吸附剂国内外研究进展 |
| 1.2.1 螯合吸附剂研究进展 |
| 1.2.2 煤吸附剂性能研究现状 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的制备 |
| 2.1 试验部分 |
| 2.1.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.2 试验装置图 |
| 2.1.3 试验内容和方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 不同变质煤粉特征分析 |
| 2.2.2 不同因素对接枝反应的影响 |
| 2.2.3 不同因素对交联反应的影响 |
| 2.2.4 终产物的物理特性 |
| 2.2.5 产物的扫描电镜图谱 |
| 2.2.6 产物的红外光谱分析表征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的吸附性能研究 |
| 3.1 试验部分 |
| 3.1.1 试验原料和仪器 |
| 3.1.2 试验方法和内容 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 吸附动力学 |
| 3.2.2 吸附等温线 |
| 3.2.3 原煤、接枝产物和终产物吸附性能比较 |
| 3.2.4 不同接枝方法制得终产物吸附性能的比较 |
| 3.3 本章小节 |
| 4 煤/PEI交联复合螯合吸附剂的分析表征 |
| 4.1 红外光谱分析 |
| 4.2 比表面积与孔结构分析 |
| 4.3 本章小节 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、舒兰褐煤对Ni~(2+),Zn~(2+),Pb~(2+)等重金属离子的吸附特性（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]钢渣用于Ni/Pb污染土壤原位固化稳定化修复的研究[D]. 杨刚. 西安建筑科技大学, 2020(11)
- [3]硫酸盐还原菌协同褐煤修复酸性矿山废水研究[D]. 孙娟. 辽宁工程技术大学, 2020
- [4]褐煤基吸附剂的制备及对水中Cd2+、Zn2+的吸附与溶出腐植酸的去除研究[D]. 宋明垚. 昆明理工大学, 2020(05)
- [5]污泥堆肥富里酸与腐殖酸的纯化与应用研究[D]. 罗琼. 天津大学, 2019(01)
- [6]生物质黄原酸盐对土壤重金属淋洗废液的处理和应用研究[D]. 李武楠. 中国矿业大学(北京), 2020(04)
- [7]自模板法制备空心纳米金属硫化物及其对水溶液中重金属离子的吸附性能研究[D]. 李大利. 太原理工大学, 2019(08)
- [8]煤/PEI交联复合螯合吸附剂对重金属离子的去除及机理研究[D]. 安洋康. 西安科技大学, 2017(01)
- [9]新型重金属离子吸附剂的研究进展[J]. 林本兰,吴兰兰,崔升,沈晓冬,张晓征,周游. 材料导报, 2015(19)
- [10]煤/聚乙烯亚胺交联复合螯合吸附剂的制备及性能研究[D]. 王艺. 西安科技大学, 2015(11)