一、关于膨润土活化问题的讨论（论文文献综述）
何剑伟[1]（2021）在《有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究》文中研究说明水体富营养化是一种全球性环境问题,过量磷酸盐摄入则是引起此问题的关键因素之一。吸附法除磷因经济效益优、除磷效果好而备受瞩目,膨润土作为一种廉价吸附原材料,在吸附除磷应用研究中常被提及,但粉末膨润土难分离一直是限制其进一步开发应用的重要原因。因此,吸附除磷研究不仅应关注吸附剂除磷效果,更应积极探索良好的吸附剂分离技术,而气浮工艺在粉末吸附剂的分离应用中具有较大优势。本文以羟基铝为柱化剂柱撑膨润土,以三种离子型表面活性剂溴化十六烷基吡啶（CPB）、十二烷基磺酸钠（SDS）、十二烷基二甲基甜菜碱（BS）为修饰剂分别对柱撑膨润土(Al13-Bent)进行有机修饰,制备有机复合羟基铝柱撑膨润土(CPB-Al13-Bent、SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent),利用X射线衍射分析（XRD）、傅里叶红外光谱分析（FTIR）和总有机碳测定（TOC）表征膨润土吸附剂,分析其结构特征,通过吸附实验考察三种膨润土吸附剂对磷酸盐的吸附性能,探究p H值、共存离子等对磷酸盐吸附的影响。最后,通过气浮试验,比较SDS-Al13-Bent与Al13-Bent的气浮应用效果。综合分析CPB、SDS、BS修饰膨润土吸附剂的适用性和发展潜力,为后续同类吸附剂的气浮工艺研究和工程实际应用提供参考。本研究主要结论如下:（1）分别利用CPB、SDS、BS修饰Al13-Bent,制备有机复合羟基铝柱撑膨润土(CPB-Al13-Bent、SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent),对其进行XRDFTIRTOC表征分析。结果表明,Al13-Bent经CPB修饰,层间距变化,0.6CPB-Al13-Bent层间距较Al13-Bent层间距增加0.078 nm,CPB成功插入到膨润土层间。SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent层间距变化较小,但其FTIR图谱出现新的代表有机长碳链的吸收峰,说明SDS和BS成功与Al13-Bent结合,结合方式以表面疏水键结合为主,TOC表征结果亦可说明上述结论。（2）分别研究CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent的磷酸盐吸附性能。结果显示,CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent吸附磷酸盐的最佳p H值皆为3,吸附反应抗Cl-、NO3-和SO42-离子干扰能力较强。伪二阶动力学和Elovich方程能较好描述整个吸附过程,吸附过程受化学作用影响。同时,CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent对磷酸盐的吸附符合Sips等温模型,其中,10%SDS-Al13-Bent和20%SDS-Al13-Bent的拟合最大吸附量分别为34.47 mg·g-1和29.25 mg·g-1,SDS-Al13-Bent具有较好的磷酸盐吸附性能。（3）CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent吸附磷酸盐的机理主要有配位体交换和静电吸引,CPB和BS复合过程对配位体交换作用产生影响,致使CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent的磷酸盐吸附性能下降。（4）重点分析SDS-Al13-Bent的气浮应用效果。气浮试验显示,当溶气压力为0.4MPa、回流比为30%时,SDS-Al13-Bent具有最佳的气浮分离效果,气浮处理后,剩余溶液清澈,10%SDS-Al13-Bent和20%SDS-Al13-Bent的平均SS去除率分别为99.78%和99.87%。阴离子表面活性剂SDS修饰不仅能显着改善亲水性粉末吸附剂的气浮分离性能,其对吸附剂固有的磷酸盐吸附性能影响较小,阴离子型有机化合物修饰在膨润土吸附剂气浮应用研究中具有较大潜力。
高磊[2]（2021）在《亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的制备及其催化脂肪酸甲酯转移加氢研究》文中指出能源是世界各国社会经济发展不可缺少的重要物质基础,与人类的生存和发展密切相关。随着世界各国工业化的进程,能源需求不断增大,传统不可再生的化石燃料被过度消耗,造成能源短缺,同时带来严重的环境污染,引起温室效应。因此,开发利用清洁可再生的绿色能源作为化石燃料的替代品成为研究热点。生物柴油作为一种可再生、环境友好的生物质能源,其原料来源广泛,具有与柴油燃料相似的理化性质,被认为是石化柴油的理想替代品,已受到人们的广泛关注。酯交换法是当前工业中生产生物柴油的主要方法,生产过程相对简易、反应温度低、可常压进行、安全性高,但由于生物柴油原料组成的差异,得到的生物柴油中通常含有较高含量的多不饱和脂肪酸甲酯,造成产品抗氧化能力和低温流动性差、品质低,一定程度上制约了生物柴油的应用。因此,设计制备高效的加氢催化剂,对生物柴油中多不饱和脂肪酸甲酯加氢处理,使其转化为性能稳定、品质较高的顺式单不饱和脂肪酸甲酯,并避免造成产品流动性降低的饱和脂肪酸甲酯及反式单不饱和脂肪酸甲酯的大量生成,对生物柴油加氢提质具有重要意义。本研究工作以价格低廉的膨润土为基础原料,十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）改性的有机膨润土为载体,通过化学还原法制备得到新型亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂,考察制备因素对催化剂活性的影响,确定复合催化剂的最佳制备工艺条件,并通过一系列的表征手段分析复合催化剂的结构特征。研究复合催化剂的亲脂性能,并探究复合催化剂的循环及再生性能。在微波辅助下,以甲酸铵为供氢体,水为溶剂,研究复合催化剂对多不饱和脂肪酸甲酯的催化转移加氢（CTH）反应,确定CTH反应的最优工艺条件,并对比了微波加热与传统水浴加热对CTH反应的影响,研究多不饱和脂肪酸甲酯CTH反应动力学,最终实现温和CTH反应条件下多不饱和脂肪酸甲酯的高效催化转移加氢。主要研究结果如下:（1）以膨润土为原料,制备亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的最佳工艺条件为:载体中CTAB用量14 wt.%,Pd含量3 wt.%,硼钯摩尔比5:1,还原时间5 h,干燥温度80℃。对催化剂进行表征分析,结果显示,利用CTAB改性膨润土,增强了膨润土的疏水性,所制备复合催化剂的表面较为光滑,结构较为松散,是具有狭缝孔的层状介孔材料,催化剂中活性金属Pd颗粒粒径较小,且均匀分散在复合催化剂的外表面及孔道内。复合催化剂亲脂性能对催化剂活性的影响结果表明:催化剂中CTAB含量越高,其亲脂性能越强,催化剂亲脂性能的增强可以有效提高其加氢活性,促进脂肪酸甲酯的CTH反应。与纳米Pd催化剂相比,所制备复合催化剂具有更高的催化活性以及对C18:1和c-C18:1的选择性。复合催化剂循环及再生性能研究显示,催化剂重复使用一次后活性下降明显,但经无水乙醚清洗再生后,连续循环使用5次仍能保持较好的催化活性和稳定性。（2）以甲酸铵为供氢体,水为溶剂,微波辅助的多不饱和脂肪酸甲酯CTH反应最优工艺条件为:甲酸铵用量40 g,溶剂水量60 g,催化剂用量8 wt.%,反应温度80℃,反应时间140 min,搅拌转速350 rpm。在最优CTH工艺条件下,反应后C18:2转化率达到78.56%,C18:1产率为72.22%,c-C18:1的生成选择性为70.29%,C18:0含量较低为2.44 wt.%,脂肪酸甲酯碘值降低至94.0。以上表明,在CTH反应过程中,使用复合催化剂催化多不饱和脂肪酸甲酯加氢,主要转化生成单不饱和脂肪酸甲酯,且没有发生单不饱和组分的深度加氢,实现了温和CTH条件下对多不饱和脂肪酸甲酯的选择性高效催化转移加氢。微波辅助对脂肪酸甲酯CTH反应显示出明显的强化作用,可以显着提高C18:2转化率,加快反应速率,缩短反应时间。脂肪酸甲酯CTH反应动力学研究表明,在复合催化剂作用下,微波辅助多不饱和脂肪酸甲酯的CTH反应可用拟一级动力学模型进行描述。此外,催化剂再生实验显示,复合催化剂利用无水乙醚清洗再生后,在脂肪酸甲酯CTH反应中连续循环使用5次,仍保持着优良的催化活性和稳定性。
陈于梁[3]（2021）在《电化学协同膨润土@Fe3O4活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究》文中研究表明染料废水中的污染物浓度高,色度大,成分复杂,毒性较大,是一种难处理的工业废水。为了提升对染料废水的处理能力,深度降解染料废水中的污染物,急需开发新型的染料废水处理技术。本文以难降解染料罗丹明B（RhB）为研究对象,通过电化学协同非均相催化剂膨润土@Fe3O4共同活化过硫酸盐（PS）深度处理RhB,主要考察了膨润土@Fe3O4的高效催化性能,并探究了电化学与非均相催化剂膨润土@Fe3O4的协同催化作用。具体研究内容和相应结果如下:（1）探究了Fe2+/PS体系均相降解RhB的实验效果,得到了最佳反应条件为:p H值为3,PS的浓度为0.3g/L,Fe SO4·7H2O的浓度为0.15g/L。Fe2+/PS体系在最佳反应条件下反应60min后,RhB去除率为82.08%,TOC去除率为37.25%,说明对RhB染料废水的矿化程度较低。（2）制备了非均相催化剂膨润土@Fe3O4,并利用SEM、EDS、XRD、XPS等技术手段对其进行了表征,结果表明,Fe3O4纳米粒子成功负载于膨润土上,拥有较大的比表面积、丰富的活性位点,避免了Fe3O4纳米粒子的团聚。（3）膨润土@Fe3O4/PS体系降解RhB的单因素实验得到最佳反应条件为:反应溶液的初始p H值为3.3,膨润土@Fe3O4的投加量为1.5g/L,PS的浓度为1g/L。在最佳反应条件下,膨润土@Fe3O4/PS体系的总铁离子溶出为3.33mg/L,占所投加催化剂中铁含量的0.83%,表明该新型催化剂的稳定性较好。探究了5种常见的无机盐阴离子对膨润土@Fe3O4/PS体系降解RhB的影响,其中,CO32-和HCO3-对膨润土@Fe3O4/PS体系降解RhB的抑制作用最强,SO42-有微弱的抑制作用,NO3-和Cl-没有抑制作用。（4）探究了膨润土@Fe3O4/PS体系降解RhB的主要机理。自由基猝灭实验表明,SO4·-和·OH为膨润土@Fe3O4/PS体系的主要活性产物。膨润土@Fe3O4/PS体系降解RhB的反应机理主要为:膨润土@Fe3O4的吸附、催化剂表面Fe（Ⅱ）及少量Fe2+对PS的活化、PS的自分解以及SO4·-转化为·OH的反应。（5）探究了电化学协同膨润土@Fe3O4/PS体系对RhB的降解效果。电化学协同膨润土@Fe3O4/PS体系RhB的去除率达93.06%,TOC去除率达86.54%,相比于膨润土@Fe3O4/PS体系85.11%的RhB去除率及77.67%的TOC去除率,处理效果明显提升。
杨艳娟[4]（2021）在《机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水》文中研究说明在浮选过程中,黄原酸盐（俗称黄药）是最常见的硫化矿物捕收剂,它对所有重金属硫化矿物都有收集作用。在选矿过程中,铁、铜、铅、锌等金属浮选后,大量黄药残留在选矿废水中,如果不及时进行处理,许多矿区生态环境将进一步恶化,水和土壤受到严重污染,对人体健康、农业生产和渔业造成极大危害。因此,寻找高效处理黄药选矿废水的方法、研究黄药的降解规律对选矿废水处理和环境保护具有普遍意义。传统处理黄药选矿废水的方法存在成本高、处理时间长、降解效率较低等不足。而高级氧化技术具有效率高、操作简单、不产生二次污染等优点,因此开发高级氧化技术工艺降解选矿废水中的黄药具有重要的实际应用意义。该研究以机械活化膨润土基铁铋氧体（A-BiFe/Bent）为催化剂,以乙基黄药（EX）为目标污染物,利用光Fenton、可见光三维电极电Fenton及过硫酸盐基高级氧化过程等氧化技术催化降解EX。具体研究内容及结果如下:以A-BiFe/Bent为催化剂,研究了光Fenton反应降解EX。最优光Fenton降解EX的条件为:p H值6.82、催化剂剂量0.4 g·L-1、H2O2浓度66.67 mg·L-1和反应温度30°C。最优反应条件下降解120 min时EX的降解率为98.43%,降解300 min时EX的CODCr去除率为86.01%。基于紫外可见光谱（UV-Vis光谱图）、核磁共振氢谱（1H NMR）和液相-质谱（LC-MS）发现EX先转化生成过乙基黄药（EPX）、乙醇和硫代硫酸盐中间体。根据红外光谱（FT-IR）分析可知这些中间产物被进一步降解成无机小分子。X射线光电子能谱（XPS）分析表明EX分子被吸附至A-BiFe/Bent的表面主要通过Bi-S键和Fe-S键的作用力实现。毒性实验结果表明:与初始EX溶液的毒性相比,降解120 min后EX溶液的毒性减弱。进一步发现A-BiFe/Bent在光Fenton工艺中具有较高的沉降性、良好的磁性、优异的重复使用性和稳定性。详细探究了黄药选矿废水中的共存物质对可见光Fenton降解EX的影响规律。研究结果表明,Na+、K+、Mg2+、Ca2+等阳离子性质稳定,对EX的降解无影响。一定浓度的Cu2+、Pb2+能够促进可见光Fenton降解EX反应,但Cu2+和Pb2+的浓度过高会产生羟基自由基（·OH）清除作用,使EX的降解率降低。CO32-、HCO3-、S2-、SO42-、Cl-和NO3-等阴离子对EX的降解具有抑制作用,其中S2-对EX降解的抑制作用最为显着;松醇油对EX的降解反应无明显影响。此外,正丁基黄药、异丙基黄药在该反应体系下被有效地去除。以A-BiFe/Bent为粒子电极,研究了在可见光三维电极电Fenton工艺（Vis-3D/EF）降解EX。Vis-3D/EF反应降解EX的最优条件为:0.10mol/L电解质Na2SO4、1.0 g/L催化剂剂量、电压10 V,曝气量3.5L/min和p H值（6.82）。最优反应条件下反应150 min时EX的降解率和CODCr去除率分别达到97.85%和93.50%。采用UV-Vis光谱图、1H NMR、LC-MS和FTIR表征对该体系中EX的降解产物进行了研究。结果表明,在光电催化降解过程中,EX直接降解为CO2、H2O和SO42-。基于XPS、淬灭实验和电子自旋共振（ESR）分析提出了光电催化降解EX可能的机理,反应体系较高的氧化能力主要归因于体系中H2O2的生成、多源生成活性物种（·OH,h+和·O2-）及生成活性物种的共参与降解。该Vis-3D/EF体系中存在光催化与二维电极反应显着的耦合效应,A-BiFe/Bent粒子电极在光电催化降解EX过程中具有良好的循环效率和高稳定性。光助A-BiFe/Bent活化过硫酸盐（Vis-A-BiFe/Bent-PS）用以降解EX。在该反应体系下降解EX的最优条件是:PS浓度为0.006 mol/L、催化剂用量为0.8 g/L、反应温度为30°C和原始p H值。最优反应条件下EX的降解率和CODCr去除率分别为98.67%和97.88%。不同阴离子对EX降解的抑制程度大小排序如下:SO42-<NO3-<Cl-<HCO3-,且降解体系中对应的反应动力学常数分别为0.0495 min-1、0.0286min-1、0.0279 min-1和0.0210 min-1;随着阴离子浓度的不断增加,上述各共存阴离子的抑制作用不断增强。根据UV-Vis光谱图、CODCr测定、淬灭实验和ESR分析结果,提出了在Vis-A-BiFe/Bent-PS体系下降解EX可能的机理。此外,在自来水、碧湖水两种介质中,Vis-A-BiFe/Bent-PS体系均能够有效降解EX;在相同反应条件下异丙基黄药和正丁基黄药的降解率分别可达99.78%和99.84%。
梅娟[5]（2021）在《改性蒙脱石的流变特性及机理分析》文中研究说明我国膨润土储量居世界首位,因其独特的层状结构及吸附和流变性能,被广泛用于二十多个领域一百多个部门,号称“万能粘土”。蒙脱石是膨润土的主要成分,其分散、膨胀、悬浮、增稠、触变等流变性能受到蒙脱石成因、层电荷高低、层间及端面电荷分布、层间阳离子、阴离子、分散粒径、成分及纯度等多种因素的影响,且各因素间存在一定的相关性,给蒙脱石流变剂产品的研发和应用带来了困难。当前国内高品质蒙脱石无机凝胶的开发及应用不成熟,产品种类单一,性能、价格及应用解决方案上与国外同类产品相比有很大差距,存在高层电荷蒙脱石分散膨胀性差、人工钠基蒙脱石的悬浮稳定性比天然钠基蒙脱石差、普通钠基蒙脱石分散易成团、水化慢,以及在醇水混合体系需预活化、增稠悬浮效率低等问题,极大的限制了其应用和推广。全球高附加值领域应用的蒙脱石类流变剂产品都被美国、日本等公司垄断。本论文选取辽宁喀左、河北宣化、内蒙赤峰这三种不同层电荷类型的膨润土矿为代表,提纯制备了纯度98.0%以上的高纯蒙脱石。通过改变蒙脱石层间阳离子的种类和数量、降低层间水分子的空间位阻、调节层电荷和端面电荷,解决蒙脱石的分散、水化、膨胀、增稠、悬浮等问题。考查了不同层电荷类型的蒙脱石的流变性差异,讨论了各因素对蒙脱石流变性能的影响,分析了改性方法、p H、电解质、不同阴离子、偶联剂接枝改性等对蒙脱石流变性的影响机理,并评估了在球团、乳胶漆、铸造涂料、化妆品等方面的应用效果,探讨了不同应用领域对产品的层电荷、触变指数、增稠悬浮性等性能指标的要求及蒙脱石的流变性能在实际应用中的作用。这对今后开发高附加值的蒙脱石流变剂,推动蒙脱石产品的开发及应用,替代或超越国外同类产品,有重要的指导意义。本论文创新点在于:（1）采用先低温煅烧再挤压钠化的新工艺,大幅提高了高层电荷蒙脱石的分散悬浮性,与传统钠化法相比,酸膨胀倍提高了1.5倍以上。（2）采用酸和铵盐预处理再水洗后钠化的方式,制备了类天然钠基蒙脱石,解决了人工钠基蒙脱石中钙镁等高价离子对分散性能的影响,大大提高了其悬浮稳定性、增稠性和膨胀性,性能优于日本高纯天然钠基蒙脱石KUNIPIA G。本论文主要得出以下结论:（1）采用磨矿制浆钠化提纯法对辽宁、河北、内蒙三种不同层电荷类型的膨润土进行提纯,得到最佳提纯参数,并制备出符合2015版医药蒙脱石标准的三种高纯蒙脱石。通过XRD、SEM、XRF及Zeta电位测试,并计算了层电荷,结果表明,辽宁、河北、内蒙三种蒙脱石依次为低、中、高层电荷类型,层电荷越低的蒙脱石,镁含量越低,电负性越大,分散悬浮性越好。（2）讨论了阴离子对蒙脱石流变性的影响,结果表明,阳离子相同时,硫酸根、乙酸根、硝酸根、氯离子改性的蒙脱石增稠触变性好、分散速度快。硅酸根改性的蒙脱石悬浮膨胀性好、分散速度快,但增稠触变性差,可用于制备低粘度高悬浮型样品。（3）先低温煅烧再挤压钠化可以有效提高蒙脱石的分散悬浮性能。低温热处理保持其层结构的同时脱除了蒙脱石的吸附水和层间水,使空间位阻减小。还促进了蒙脱石中的二价铁被氧化成三价铁,降低了层间电荷,进一步提高了膨胀倍。尤其是对于层电荷高、颗粒堆积紧密、不易分散的内蒙钠基蒙脱石改善效果显着,酸膨胀倍从传统钠化法制备样的32 m L/g增加至80 m L/g,提高了1.5倍。（4）考查了尿素和草酸对蒙脱石流变性的影响,结果表明,两者都可以提高蒙脱石的流变性能,使粘度和膨胀倍增加,滤失量降低,且尿素和草酸同时使用可以协同增效。球团应用实验结果表明,尿素改性内蒙钠基蒙脱石与常规内蒙钠基蒙脱石相比,制备的球团在抗压强度、落下强度和成品球量方面性能明显提高,添加量可从1.5%降低至1.0%,生球质量满足要求,有效节约生产成本。（5）通过先去除蒙脱石层间的高价阳离子,再水洗后钠化的方法,人工制备了类天然钠基蒙脱石。结果表明,采用酸和铵盐复合改性,可使蒙脱石中的钙含量从2.00%以上降低至0.50%以下,降低了高价离子对蒙脱石悬浮稳定性的影响,制备的类天然钠基蒙脱石的粘度和2 g膨胀倍是传统方法制备的钠基蒙脱石的2倍以上,性能优于日本高纯天然钠基蒙脱石KUNIPIA G。（6）制备了快速分散水化蒙脱石,结果表明,硫酸钠、硅酸钠和偶联剂接枝的钠基蒙脱石均为快速分散水化级别,分散和水化时间均不超过10 min。硫酸钠改性的钠基蒙脱石,触变指数7.0以上,5%粘度770 m Pa·s,可用作高触变型蒙脱石悬浮流变剂。硅酸钠改性的钠基蒙脱石触变指数5.0以下,5%粘度110 m Pa·s,悬浮性好,可用作低粘度高悬浮型蒙脱石流变剂。偶联剂接枝的钠基蒙脱石4%粘度5240 m Pa·s,触变指数5.0-7.0,可用作高粘度型蒙脱石悬浮流变剂。乳胶漆应用实验结果表明,快速分散水化蒙脱石能明显提高乳胶漆的悬浮性,有效避免普通钠基蒙脱石用于乳胶漆产生的后增稠问题,偶联剂接枝蒙脱石应用效果最好。（7）分析了蒙脱石的水化膨胀机理,可分为晶层膨胀和渗透膨胀。开始为内部膨胀,主要是由于层间阳离子的水化作用,蒙脱石吸附的水以水分子层的形式逐层充满,大量水分子的填充使层间结合力减弱,层间距增大,发生体积膨胀。当层间距增加到一定程度后,转变为外部膨胀,由于晶层内外离子浓度差引起渗透压差,水分子进入层间,阳离子扩散到水中,形成双电层,产生斥力,使层间距增加,引起膨胀。快速分散的机理也是基于双电层理论,少量电解质的加入压缩双电层,使片层间作用力减小,分散速度加快,完全分散后局部离子浓度降低,流变性能恢复。（8）将偶联剂接枝蒙脱石用作化妆品乳化剂,具备自增稠、自乳化的特点,与常规乳化剂相比,适用p H范围宽,耐电解质性能好,对温度不敏感,不需外加增稠剂,且不受HLB理论限制,配伍性好,乳化能力强,对各类油脂如矿物油、植物油、酯类、硅油等均具有较优的乳化效果,同时还兼具蒙脱石增稠、美白、修复、改善肤感等功能,适宜添加量为1-5%。（9）制备了醇水两用型改性蒙脱石,结果表明,中高层电荷蒙脱石在醇水混合体系的增稠悬浮性差。用草酸锂、氟化锂、凹凸棒、偶联剂等改性都可以增加低层电荷的辽宁锂基蒙脱石在水和醇中的增稠悬浮性。醇基铸造涂料中的应用实验结果表明,最佳方案为先蒙脱石和凹凸棒7:3复配进行锂化改性再用2.00%十二烷基三乙氧基硅烷偶联剂接枝,用量低至2.0%,24 h悬浮率95%以上,7 d悬浮率80%以上,长期储存不会产生硬沉淀,流平性好,效果优于市场同类产品。
丁倩云[6]（2021）在《有机改性膨润土去除水中全氟化合物及重金属离子的研究》文中研究表明全氟化合物（PFASs）是一种难降解有机污染物,具有各种毒性效应,特别是长碳链的全氟辛酸（PFOA）、全氟辛烷磺酸（PFOS）可引发饮用水分配系统中的颗粒物结构转变导致毒性协同增大,如放置不管会对人类健康及自然环境造成极大威胁。我国作为工业大国,工业废水的排放仍具有一定挑战性,其中重金属离子的污染占主要地位,常见重金属离子Cr（Ⅵ）及工业冶炼废水中的Cu（Ⅱ）若被过量摄入则会损害免疫系统,促使各种疾病的产生甚至于死亡。目前大多数水体已被证实含有PFASs及过量重金属离子,为了建造一个健康的生态环境,研究这些物质的处理具有一定的必要性和热点性。鉴于常规水处理方式不能有效去除PFASs及部分重金属离子,各种深度处理手段被加以利用,PFASs的处理包括了吸附、膜分离、电化学法、光化学处理法、声化学处理法及高级氧化降解法,而重金属离子常采用化学沉淀法、吸附法、生物富集法。其中,吸附法具有操作简捷、能耗成本较低、去除能力较好的优点,可用于水中PFASs及重金属离子的共同去除。而膨润土是具有高性价比和高比表面积、离子交换性的矿物质吸附材料,在我国储量较为丰富,但天然膨润土具有亲水性,利于吸附亲水性物质如重金属离子的同时不能有效地吸附亲油性污染物。目前,已有研究讨论了利用有机物质改性处理膨润土的可行性及经济性,发现有机改性后的膨润土所含有机碳可随之提升,使其由亲水性转化为疏水性,也可促使层间距扩大以增大吸附容量。本课题利用共沉淀法对经过预处理后的膨润土进行磁化有机改性,主要选取Fe Cl3·6H20、Fe SO4·7H20、十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）作改性剂,得到改性后的膨润土（CFB）并由扫描电镜（SEM）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）、X射线衍射仪（XRD）、X荧光光谱仪（XRF）、振动样品磁强计（VSM）进行表征分析。由静止吸附实验分别研究了在不含其他离子情况下CFB对四种典型污染物PFOA、PFOS、Cr（Ⅵ）、Cu（Ⅱ）的去除,包括CFB投加量、反应时间、吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学及p H影响等内容。同时研究了PFOA与Cu（Ⅱ）的竞争吸附现象,包括CFB投加量、时间、p H影响、温度影响等内容。在吸附的基础上进行应用研究,利用有机改性膨润土与聚合氯化铝（PAC）在含有各种常见离子的环境下协同作用以达到强化混凝去除PFOA、PFOS、Cr（Ⅵ）的效果,并讨论各单因素对混凝能力的影响,主要包括投加量、模拟废液初始浓度、模拟废液初始浊度、水温、p H等内容。主要结果如下:（1）膨润土经过有机改性后表面更加松散且层间含水率下降,晶体结构未明显变化,层间距稍有增加,所含Fe和Br元素含量大幅提升,Al、Si、Ca含量则略有降低,饱和磁化强度为6.59emu/g,证明CTAB及Fe3O4已成功负载。改性后材料吸附PFOS效果良好,还具有一定的自我沉降能力和磁分离能力,通过磁分离装置30s便可实现固液分离,20min后可自然沉降得到透明的上清液。（2）CFB单独吸附PFOA、PFOS效果较好,分别可在8h、12h达到吸附平衡。两种PFASs在CFB上的吸附行为均与伪二阶动力学及Langmuir等温模型有良好相关性,室温下的最大吸附量分别为302.11、487.80mg/g。经热力学知升温有利于PFOA、PFOS在CFB上的吸附,两种吸附过程是自发的物理反应,且焓变值及熵变值均为正。CFB单独吸附Cr（Ⅵ）、Cu（Ⅱ）时,分别可在12h、8h达到吸附平衡。吸附过程均与伪二阶动力学及Freundlich、D-R等温模型有良好相关性,同时Cu（Ⅱ）在CFB上的吸附行为与Langmuir、Temkin吸附等温线相符。两种重金属离子在CFB上的吸附行为均属于自发的物理吸附行为,酸性及低温环境适宜Cr（Ⅵ）在CFB上的吸附,相反碱性及温度较高则有利于Cu（Ⅱ）的去除。在PFOA与Cu（Ⅱ）的竞争吸附实验中PFOA具有明显的竞争优势,温度的升高有利于PFOA、Cu（Ⅱ）的同时去除。酸性环境更适宜PFOA的吸附,当p H增加时,Cu（Ⅱ）的去除率随之有较大幅度的增大。（3）利用PAC分别对PFOA、PFOS、Cr（Ⅵ）进行常规混凝实验,三种污染物去除率均不能超过8%。PAC协同CFB进行强化混凝实验时可高效去除PFOA、PFOS,有效减小溶液中Cr（Ⅵ）的含量,对于PFOA、PFOS、Cr（Ⅵ）溶液,CFB的最佳投量分别为30mg/L、20mg/L、1.5g/L,PAC的最佳投加量均为15mg/L,此时PFOA、PFOS、Cr（Ⅵ）去除率分别为98.55%、99.94%、73.86%。PFOA、PFOS的去除率均随CFB投加量的增加而迅速增大后几乎不变,Cr（Ⅵ）的去除率则是随CFB投加量的增加而均匀增大。随着PFOA、PFOS溶液初始浓度2mg/L增加至12mg/L,PFOA、PFOS去除率均逐渐减小40%左右,溶液剩余浊度几乎不变;随着Cr（Ⅵ）溶液初始浓度由1mg/L增加至10mg/L,Cr（Ⅵ）的去除率在70%以上几乎不变,溶液剩余浊度几乎不变。溶液初始p H的变化对PFOA、PFOS的去除率影响不超过10%,而对Cr（Ⅵ）的去除率则由p H为3时的83.56%迅速降至p H为8的46.42%,碱性环境下三种溶液均显示较好的除浊效果,剩余浊度低于1NTU。较高初始溶液浊度对强化混凝去除PFOA、PFOS有益,但Cr（Ⅵ）的去除率随初浊的变化影响不大,均为70%左右。在5～32℃的温度范围内,PFOA、PFOS的去除率随水温升高而增大,而Cr（Ⅵ）则在15℃去除率取得最大值;随着溶液初始温度的升高,溶液的剩余浊度变化较小,趋势是先减小后增加,PFOA、PFOS溶液剩余浊度均在温度为15℃时取得最小值。
张琦超[7]（2020）在《核废料储罐腐蚀过程中的氢吸收和氢脆行为研究》文中研究指明核能目前广泛应用各个领域,给人类带来便利的同时也带来了困扰。核能使用过程中不可避免地会产生核废料,其中高放核废料辐射性强,半衰期长,发热量大,必须进行安全处置。处理高放核废料最现实的方式为深地质处置。核废料储罐作为其深地质处置第一道保护屏障尤为重要。由于地下水的不断渗入,核废料热量的释放及氧气的消耗殆尽,营造了储罐发生腐蚀及氢脆的近域环境。为了阻止高放核废料随地下水进入生物圈,有必要从腐蚀和氢脆的角度对储罐的寿命进行大时间尺度的安全评估。首先通过开路电位和动电位极化曲线电化学测试方法研究了Q235钢,钛及其合金在深地质环境中的腐蚀行为。结果发现膨润土作为缓冲回填材料加入能够有效降低金属材料的腐蚀速率。根据本文所得到的储罐金属材料腐蚀速率随地质处置时间变化模型,单从腐蚀速率角度考虑,作为储罐材料,钛及其合金要比碳钢具有优势,可存放数十万年甚至数百万年。鉴于高放核废料的辐射性,研究还对比了三种金属材料在最大剂量γ射线辐照三个月和一年后在饱和高压实膨润土中的腐蚀行为。结果表明,辐射对储罐金属材料的影响在高温环境比较大,在低温下几乎没有影响,由于整个处置阶段高温环境时段非常短,因此认为辐射在整个深地质处置过程影响不大。在储罐腐蚀速率随地质处置时间变化模型基础上,本文建立了渗氢效率随地质年代变化模型,进一步了解了氢脆对储罐的影响。结果发现,储罐备选材料渗氢效率随充氢电流密度减小而增加。Q235钢渗氢效率随着地质年代最终呈现增加趋势,这也证实了腐蚀的阴极反应将会由氧还原转为氢还原为主。而TA2与TA8-1与其相反,随着年代增加而降低,这主要是因为钛及其合金上氢化物的生成阻碍氢的扩散。由于氢在Q235钢中扩散较快,其基本不受氢脆影响,而均匀的氢化物分布是钛及其合金发生氢脆的主要原因。本论文深入研究了核废料储罐发生腐蚀以及氢脆的机理,评估了核废料储罐在大时间尺度的安全性,对未来储罐材料的科学选择和优化奠定了理论基础,对核废料储罐的寿命预测有指导作用。
杜娟[8]（2020）在《重金属富集植物后处理及重金属的稳定化研究》文中研究指明土壤植物修复法因其环境友好、效果永久,并可实现大范围原位修复等优势而被广泛应用于重金属污染土壤的治理。然而,土壤修复后产生的大量重金属富集植物若得不到合理处置,势必会对土壤环境、水环境等产生二次污染,进而对农产品安全及人类健康等造成危害。因此,如何安全并高效地处理重金属富集植物,且尽可能地对其加以回收利用是解决此类问题的关键。本研究以陕西省宝鸡市凤县典型铅锌污染场地内采集的聚合草（Symphytum officinale L.）、串叶松香草（Silphium perfoliatum L.）及金盏银盘（Bidens biternata（Lour.）Merr.et Sherff）为试验原料,采用热处理技术及固化/稳定化技术作为重金属富集植物的后处理方法,分别研究了热解温度和添加剂（粘土矿物和磷酸盐）对热解产物生物炭中重金属（Cd、Pb和Zn）稳定性的影响以及重金属的稳定化机理;同时,研究了地聚物固化法对生物质中重金属的固化效果及固化机理,旨在为重金属富集植物的安全、高效处理提供新思路与理论参考。本研究获得的主要结果如下:（1）不同重金属污染程度生物质的热反应动力学分析表明,重金属（Cd/Zn）的存在并不会对生物质的热降解机制产生明显的影响;重金属（比如Zn）可在一定程度上促进热解过程中H2的产生。（2）生物质中的重金属在热解过程中基本呈现出在生物炭中富集的趋势。其中,Cd在低温（<350℃）时富集,而Pb和Zn在中低温（<550℃）时富集。根据重金属的化学形态分析结果得出,高温热解使得重金属逐步由不稳定性或高毒性向稳定性或低毒性的形态转化。重金属的浸提试验结果表明,热解处理降低了生物炭中重金属的浸出毒性、生物有效性和潜在释放性。同时,风险指数评价结果显示,随着热解温度的升高,生物炭的风险性由高风险转变为了低风险。（3）生物炭中重金属（Cd、Pb和Zn）的长期浸出试验表明,同一热解温度生物炭中重金属的浸出量及浸出率随着浸提时间的增加而增大。其中,350℃生物炭的重金属浸出量最大,而750℃生物炭的重金属浸出量在浸提周期内增量不明显,这表明了高温炭中重金属的强稳定性。另外,高温炭在H2O2氧化条件下的抗氧化性要强于低温炭,且未有重金属释放,即高温热解增强了生物炭的抗氧化性并有利于抑制重金属的释放。（4）土壤培养条件下生物炭中重金属的稳定性分析试验表明,750℃生物炭中的有效态重金属含量除Pb在培养期内有小幅增加外,其余元素无显着变化。本试验中生物炭对水溶液中Cd2+的最大吸附量为25.17 mg g-1,具有作为重金属吸附剂的潜力。（5）含粘土矿物（高岭土、钙基膨润土和伊利石粉）和磷酸盐（磷酸二氢钙）添加剂的生物质热重-质谱分析结果表明,钙基膨润土可有效促进生物质热解过程中可燃气组分（如H2、CO、CH4和其它短链烃）的生成。粘土矿物或磷酸盐添加剂提高了热解过程中重金属的回收率。高温热解,特别是与矿物添加剂的共热解使得重金属的化学形态由不稳定态向稳定态转化;同时,添加剂的存在降低了生物炭中重金属的浸出毒性。（6）重金属富集植物制备地聚物保温材料以固化/稳定化重金属的试验结果表明,生物质的最佳添加比例为3%,此时地聚物材料的抗压强度达到最大值32.6MPa,且导热系数为0.11W/（m·K）,满足保温材料的要求。地聚物试样的浸出试验结果表明,地聚物对生物质中重金属的固化率可达98%以上,且重金属的浸出浓度满足相关标准限值要求。综上所述,高温热解增强了生物质中重金属的稳定性,且粘土矿物和磷酸盐有利于强化重金属的稳定化;另外,地聚物固化法可同时实现重金属的有效固化和制备保温材料。本研究可为重金属富集植物的后处理和回收利用提供有益思路、理论支撑和技术支持。
吴帅[9]（2020）在《去除水中碱性染料的膨润土微球制备及性能研究》文中研究说明印染废水数量多、成分广、色度高,因其富含多种成分导致处理困难。吸附法作为一种具有价格便宜、容易操控、脱色程度高、无二次污染、可回收特性等特性的方法,引起了越来越多的重视。目前人们主要是寻找具有低成本、易分离、重用性优良的吸附材料。因此寻找良好吸附性能的功能材料是关键。膨润土的成分主要为蒙脱石,属于粘土矿物,具备优异的阳离子交换性能,故又被叫做“万能土”。但膨润土一般为粉末,较难以分离和回收,所以制备具有一定形状的材料,例如球形、块状材料,是解决这些问题的方法之一。本文以粉末膨润工作为基体,制得磁性和非磁性膨润土微球,同时选取碱性品蓝与碱性品红为目标污染物,通过考察两种材料的吸附性能,研究合成材料的实际应用价值。（1）采用海藻酸钙交联固定膨润土/Fe3O4、膨润土,制备了磁性膨润土微球以及膨润土微球,采用傅立叶变换红外光谱、X射线衍射、扫描电镜对2种微球进行了表征。通过表征结果可知海藻酸钙以及膨润土的表面基团（羟基、羧基）依然存在,磁性膨润土的晶体结构同样完好。（2）利用静态吸附实验研究了磁性膨润土微球和膨润土微球对水溶液中碱性品红和碱性品蓝的吸附性能,主要通过吸附条件影响、动力学、等温线等方法进行研究。结果表明,2种微球都能有效去除2种碱性染料,拟二级动力学方程可以更好的描述吸附过程,等温线数据与Freundlich与Langmuir等温线模型吻合较好,磁性膨润土微球和膨润土微球对吸附碱性品蓝的饱和吸附量分别是163.4、185.7 mg/g,对吸附碱性品红的最大吸附量达到70.30、63.46 mg/g。本文以磁性膨润土和膨润土为基础材料,利用海藻酸钙进行功能化改性,合成了 2种膨润土基微球,对水液中碱性品红和碱性品蓝染料表现出良好的吸附性能,且能通过磁分离设备或沉降的方式快速回收反应完成的吸附剂,具有较大的应用价值。
呼书迪[10]（2020）在《烟气脱硫用活性焦成型机制及脱硫性能研究》文中研究说明活性焦烟气脱硫技术作为一种干法烟气脱硫技术,主要利用活性焦发达的孔隙结构和表面的酸碱性官能团发生吸附和催化氧化反应来实现烟气脱硫。活性焦作为活性焦烟气脱硫技术的关键材料,是影响此技术脱硫效果和经济性能的关键因素。本文以小颗粒半焦和低变质粉煤为原料,选取酚醛树脂、腐植酸钠和钠基膨润土为粘结剂,采用正交法确定较优的复合粘结剂添加比例,并在SEM、FT-IR和TG-DTG表征分析的基础上揭示了活性焦成型、炭化过程中粘结力的大小及来源,分析了活性焦内SO2的吸附转化机制。研究表明,添加复合粘结剂可以在提高活性焦抗压强度的同时调控孔结构,提高碘吸附值。当酚醛树脂添加量为10%、腐植酸钠添加量为15%、钠基膨润土添加量为5%时,活性焦的收率为67.22%,抗压强度为200.80 N,碘吸附值为531.40mg/g,灰分为20.00%,达到商用活性焦标准。通过对比活性焦的SEM结果,发现添加复合粘结剂时,活性焦表面为多孔蜂窝状,孔隙排布密集。活性焦成型阶段中,颗粒主要受范德华力、粘附力、氢键力、毛细力的综合作用。无粘结剂存在时,粘结力的主要来源是原料与水形成的氢键力,且水分的添加量和原料表面的含氧官能团对氢键力的影响较大。有粘结剂存在时,由粘结剂粘度主导的粘附力对成型料强度影响较大。对比样品的TG-DTG曲线,发现炭化过程中,成型料剧烈热解的起始温度（323℃）小于混合原料（365℃）而剧烈热解终温（571℃）大于混合原料（529℃）。对比二者的TG曲线,发现由于复合粘结剂的存在延长了热解时间,成型料的失重率比混合原料高2%。在成型料炭化过程中,复合粘结剂先于混合原料发生热解并产生胶质体,在原料颗粒间发生粘结和胶体固化,从而起到粘结作用。利用固定床反应系统考查自制活性焦的吸附性能及SO2的吸附-转化路径时,发现SO2转化为SO3是O2分子的作用,符合E-R模型即单活性位反应机理,O2的加入促进了SO2的氧化反应,从而提高了活性焦脱硫效果。通过暂态响应实验结合不同气相组分条件下活性焦的红外光谱图进行分析,认为当O2和H2O同时存在时,SO2首先在微孔中发生吸附反应生成SO3,H2O再参与反应生成H2SO4,微孔与中孔和大孔的连通结构为反应产物提供了赋存空间,从而推动了活性焦对SO2的吸附。同时,气相组分中O2和H2O的存在对提高活性焦脱硫效率有积极的作用,最高脱硫率可达96%。
二、关于膨润土活化问题的讨论（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、关于膨润土活化问题的讨论（论文提纲范文）
（1）有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化概述 |
| 1.1.2 水体富营养化危害 |
| 1.1.3 磷与水体富营养化 |
| 1.2 除磷技术 |
| 1.2.1 生物除磷法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.3 膨润土 |
| 1.3.1 理化性质 |
| 1.3.2 膨润土改性方法 |
| 1.3.3 膨润土在水处理中的应用 |
| 1.4 吸附剂回收技术 |
| 1.4.1 磁分离技术 |
| 1.4.2 沉降分离 |
| 1.4.3 气浮分离 |
| 1.5 课题研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 有机复合羟基铝柱撑膨润土的制备及表征分析 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 吸附材料的制备及表征 |
| 2.2.1 制备方法 |
| 2.2.2 材料表征 |
| 2.3 表征分析 |
| 2.3.1 X射线衍射分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.3 总有机碳分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 有机复合羟基铝柱撑膨润土磷酸盐吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 主要试剂与仪器 |
| 3.2.1 主要试剂及材料 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 吸附动力学实验 |
| 3.3.2 吸附等温线实验 |
| 3.3.3 吸附热力学实验 |
| 3.3.4 单因素影响实验 |
| 3.4 磷酸盐吸附结果分析 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线 |
| 3.4.3 吸附热力学 |
| 3.4.4 单因素的影响 |
| 3.4.5 吸附性能及机理讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 有机复合羟基铝柱撑膨润土气浮应用效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 主要仪器 |
| 4.2.2 气浮装置及工作原理简介 |
| 4.2.3 气浮试验 |
| 4.3 气浮应用效果分析 |
| 4.3.1 溶气压力对气浮效果的影响 |
| 4.3.2 回流比对气浮效果的影响 |
| 4.3.3 SDS-Al_(13)-Bent气浮效果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（2）亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的制备及其催化脂肪酸甲酯转移加氢研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物柴油简介 |
| 1.3 加氢方式 |
| 1.3.1 氢气直接加氢 |
| 1.3.2 催化转移加氢 |
| 1.4 微波在有机合成中的应用 |
| 1.4.1 微波及微波加热概述 |
| 1.4.2 微波加热技术的发展与应用 |
| 1.5 加氢催化剂 |
| 1.5.1 均相催化剂 |
| 1.5.2 非均相催化剂 |
| 1.6 膨润土概述 |
| 1.6.1 膨润土结构与性质 |
| 1.6.2 膨润土改性及应用 |
| 1.7 研究意义和研究内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料及设备 |
| 2.1.2 有机膨润土的制备 |
| 2.1.3 亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的制备 |
| 2.1.4 脂肪酸甲酯的制备 |
| 2.1.5 催化剂活性测试 |
| 2.1.6 脂肪酸甲酯的分析 |
| 2.1.7 Pd/有机土复合催化剂的表征测试 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 Pd/有机土复合催化剂制备过程中各因素对催化剂活性的影响 |
| 2.2.1.1 载体中CTAB含量对Pd/有机土复合催化剂催化活性的影响 |
| 2.2.1.2 Pd含量对Pd/有机土复合催化剂催化活性的影响 |
| 2.2.1.3 硼钯摩尔比对Pd/有机土复合催化剂催化活性的影响 |
| 2.2.1.4 还原时间对Pd/有机土复合催化剂催化活性的影响 |
| 2.2.1.5 干燥温度对Pd/有机土复合催化剂催化活性的影响 |
| 2.2.2 催化剂表征结果及分析 |
| 2.2.2.1 XRD分析 |
| 2.2.2.2 氮气吸附脱附分析 |
| 2.2.2.3 SEM-EDS分析 |
| 2.2.2.4 XPS分析 |
| 2.2.2.5 TEM分析 |
| 2.2.2.6 FT-IR分析 |
| 2.2.2.7 TGA分析 |
| 2.2.3 Pd/有机土复合催化剂合成机理 |
| 2.2.4 Pd/有机土复合催化剂的亲脂性能对催化剂活性的影响 |
| 2.2.4.1 脂肪酸甲酯最大吸收波长λ_(max)的确定 |
| 2.2.4.2 制作标准曲线及确定线性回归方程 |
| 2.2.4.3 测定不同复合催化剂对脂肪酸甲酯的吸附量 |
| 2.2.4.4 加标回收实验 |
| 2.2.4.5 复合催化剂亲脂性能对催化剂加氢活性的影响 |
| 2.2.5 Pd/有机土复合催化剂加氢效果分析 |
| 2.2.6 不同钯催化剂催化性能对比 |
| 2.2.7 Pd/有机土复合催化剂的重复性和再生性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 微波辅助亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂催化多不饱和脂肪酸甲酯转移加氢的研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料及设备 |
| 3.1.2 Pd/有机土复合催化剂的制备 |
| 3.1.3 多不饱和脂肪酸甲酯的制备 |
| 3.1.4 微波辅助多不饱和脂肪酸甲酯催化转移加氢实验 |
| 3.1.5 加氢脂肪酸甲酯的分析 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 多不饱和脂肪酸甲酯CTH过程中各工艺参数对反应的影响 |
| 3.2.1.1 供氢体甲酸铵用量对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.1.2 溶剂水量对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.1.3 催化剂用量对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.1.4 反应温度对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.1.5 反应时间对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.1.6 搅拌转速对多不饱和脂肪酸甲酯CTH的影响 |
| 3.2.2 加氢脂肪酸甲酯分析 |
| 3.2.3 微波加热与传统加热条件下脂肪酸甲酯CTH反应对比 |
| 3.2.4 微波辅助脂肪酸甲酯CTH反应动力学研究 |
| 3.2.5 催化剂再生性能研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）电化学协同膨润土@Fe3O4活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 染料废水的处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 过渡金属活化过硫酸盐的研究现状 |
| 1.3.1 过渡金属活化过硫酸盐的研究 |
| 1.3.2 负载型金属复合材料活化过硫酸盐的研究 |
| 1.4 电化学协同负载型金属催化剂活化过硫酸盐的研究 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 Fe~(2+)活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究 |
| 2.1 实验与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 PS投加量对Rh B降解的影响 |
| 2.2.2 Fe~(2+)投加量对RhB降解的影响 |
| 2.2.3 初始pH值对RhB降解的影响 |
| 2.2.4 RhB初始浓度对其降解的影响 |
| 2.2.5 温度对Rh B降解的影响 |
| 2.2.6 RhB降解过程中TOC的变化 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 膨润土@Fe_3O_4活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究 |
| 3.1 实验与方法 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 膨润土@Fe_3O_4的表征 |
| 3.2.1 SEM图分析 |
| 3.2.2 EDS图谱分析 |
| 3.2.3 XRD图谱分析 |
| 3.2.4 XPS图谱分析 |
| 3.3 膨润土@Fe_3O_4催化PS降解RhB的实验研究 |
| 3.3.1 不同体系下Rh B降解效果分析 |
| 3.3.2 膨润土@Fe_3O_4投加量的影响 |
| 3.3.3 PS浓度的影响 |
| 3.3.4 初始p H值的影响 |
| 3.3.5 最佳反应条件下铁离子的溶出 |
| 3.3.6 常见无机盐阴离子的影响 |
| 3.4 机理分析 |
| 3.4.1 Rh B降解过程中UV-Vis光谱变化 |
| 3.4.2 TOC的变化及自由基猝灭实验 |
| 3.4.3 膨润土@Fe_3O_4活化PS降解RhB的主要机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 电化学协同膨润土@Fe_3O_4活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究 |
| 4.1 实验与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验装置的设计 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 电化学活化PS降解Rh B的研究 |
| 4.2.1 PS浓度对Rh B降解的影响 |
| 4.2.2 电压强度对Rh B降解的影响 |
| 4.2.3 初始p H值对Rh B降解的影响 |
| 4.2.4 电解质浓度对Rh B降解的影响 |
| 4.3 电化学协同膨润土@Fe_3O_4活化PS降解RhB的研究 |
| 4.3.1 催化剂投加量对Rh B降解的影响 |
| 4.3.2 不同体系下Rh B降解率的变化 |
| 4.3.3 不同体系中TOC去除率的变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 黄药概述 |
| 1.1.1 课题研究背景 |
| 1.1.2 黄药简介 |
| 1.2 处理黄药废水常用方法概况 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 自然降解法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.2.4.1 臭氧及其复合氧化技术 |
| 1.2.4.2 电催化氧化法 |
| 1.2.4.3 光催化氧化法 |
| 1.2.4.4 Fenton和类Fenton氧化法 |
| 1.2.4.5 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3 机械活化膨润土基铁铋氧体 |
| 1.3.1 BiFeO_3 |
| 1.3.2 Bi_2Fe_4O_9 |
| 1.3.3 膨润土 |
| 1.3.4 机械活化技术 |
| 1.4 研究意义与主要内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 机械活化膨润土基铁铋氧体光FENTON催化降解EX |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验耗材和设备 |
| 2.2.2 A-BiFe/Bent催化剂的制备与表征 |
| 2.2.3 光Fenton催化降解EX的实验 |
| 2.2.4 分析方法与计算 |
| 2.2.5 不同工艺对比实验及A-BiFe/Bent稳定性测试 |
| 2.2.6 EX溶液毒性试验 |
| 2.2.7 沉降试验 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 A-BiFe/Bent的表征分析 |
| 2.3.2 不同反应条件对光Fenton降解EX的影响 |
| 2.3.2.1 初始p H的影响 |
| 2.3.2.2 催化剂剂量的影响 |
| 2.3.2.3 H_2O_2浓度的影响 |
| 2.3.2.4 反应温度的影响 |
| 2.3.3 机理研究 |
| 2.3.3.1 UV-Vis光谱图表征及COD_(Cr)测定 |
| 2.3.3.2 ~1H NMR分析 |
| 2.3.3.3 LC-MS分析 |
| 2.3.3.4 FT-IR分析 |
| 2.3.3.5 XPS分析 |
| 2.3.3.6 自由基清除实验及催化机理 |
| 2.3.4 A-BiFe/Bent光 Fenton降解黄药 |
| 2.3.4.1 对比实验 |
| 2.3.4.2 毒性实验 |
| 2.3.4.3 A-BiFe/Bent的沉降性及磁性 |
| 2.3.4.4 A-BiFe/Bent重复性及稳定性 |
| 2.3.5 选矿废水中共存物质对A-BiFe/Bent光Fenton降解EX的影响 |
| 2.3.5.1 阳离子对反应体系的影响 |
| 2.3.5.2 阴离子对反应体系的影响 |
| 2.3.5.3 松醇油对反应体系的影响 |
| 2.3.5.4 其他常见烷基黄药降解的效果 |
| 2.3.5.5 可见光Fenton体系在真实废水的实际降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 机械活化膨润土基铁铋氧体光电协同催化降解EX |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料和设备 |
| 3.2.2 光电协同催化降解EX |
| 3.2.3 活性自由基捕获实验 |
| 3.2.4 分析方法与计算 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 电解质对EX光电降解的影响 |
| 3.3.2 电解质浓度对EX光电降解的影响 |
| 3.3.3 粒子电极剂量对EX光电降解的影响 |
| 3.3.4 外加电压对EX光电降解的影响 |
| 3.3.5 曝气速率对EX光电降解的影响 |
| 3.3.6 初始pH对EX光电降解的影响 |
| 3.4 降解产物的确定及可能的降解机理 |
| 3.4.1 光电降解过程中EX中间体的确定 |
| 3.4.2 EX可能的降解机理 |
| 3.5 A-BIFE/BENT的应用性能 |
| 3.5.1 对比实验 |
| 3.5.2 生物毒性实验及A-BiFe/Bent稳定性实验 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 光助机械活化膨润土基铁铋氧体活化过二硫酸钾催化降解EX |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料和设备 |
| 4.2.2 A-BiFe/Bent协同PS光催化降解EX |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 反应条件的影响 |
| 4.3.1.1 PS浓度 |
| 4.3.1.2 催化剂用量 |
| 4.3.1.3 反应温度 |
| 4.3.1.4 初始pH |
| 4.3.1.5 共存阴离子种类及浓度 |
| 4.3.1.6 水质对降解EX的影响 |
| 4.3.2 降解EX研究 |
| 4.3.2.1 A-BiFe/Bent协同PS降解EX |
| 4.3.2.2 活性氧物种的确定及机理探究 |
| 4.3.2.3 Vis-A-BiFe/Bent-PS体系高氧化性原因分析 |
| 4.3.3 应用性能研究 |
| 4.3.3.1 降解异丙基黄药和正丁基黄药 |
| 4.3.3.2 毒性实验 |
| 4.3.3.3 催化剂的重复性 |
| 4.3.3.4 对比高级氧化体系 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间发表的科技论文 |
（5）改性蒙脱石的流变特性及机理分析（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 膨润土的分布及成因 |
| 1.1.1 膨润土的资源分布 |
| 1.1.2 膨润土的地质成因 |
| 1.2 膨润土的分类及应用 |
| 1.2.1 膨润土的分类 |
| 1.2.2 膨润土的应用 |
| 1.3 蒙脱石的晶体结构 |
| 1.4 蒙脱石的电荷来源及分布 |
| 1.4.1 固定电荷 |
| 1.4.2 可变电荷 |
| 1.5 蒙脱石的理化特性 |
| 1.5.1 阳离子交换性 |
| 1.5.2 吸水膨胀性 |
| 1.5.3 分散悬浮性 |
| 1.5.4 增稠性 |
| 1.5.5 触变性 |
| 1.5.6 稳定性 |
| 1.6 蒙脱石无机凝胶的国内外研究现状 |
| 1.6.1 蒙脱石的提纯 |
| 1.6.2 蒙脱石的钠化改性 |
| 1.6.3 改性剂的选择 |
| 1.6.4 层间高价阳离子的影响 |
| 1.6.5 蒙脱石的快速分散 |
| 1.7 选题研究目的及内容 |
| 1.8 论文的主要工作量 |
| 第二章 实验材料与表征 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验原料与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 性能测试与表征 |
| 2.2.1 理化特性测试与表征 |
| 2.2.2 成分结构表征 |
| 第三章 不同层电荷类型膨润土的分析及提纯 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 膨润土原矿性能表征 |
| 3.2.1 外观 |
| 3.2.2 理化指标 |
| 3.2.3 化学成分(XRF) |
| 3.2.4 物相分析(XRD) |
| 3.2.5 微观形貌分析(FESEM) |
| 3.3 湿法提纯 |
| 3.3.1 提纯方法 |
| 3.3.2 提纯实验 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.4 提纯蒙脱石性能表征 |
| 3.4.1 理化性能测试 |
| 3.4.2 物相组成(XRD) |
| 3.4.3 化学成分(XRF) |
| 3.4.4 微观形貌分析(FESEM) |
| 3.4.5 医药蒙脱石原料药标准测试结果 |
| 3.4.6 Zeta电位 |
| 3.5 提纯蒙脱石的层电荷计算 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 蒙脱石流变性的影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 改性工艺的影响 |
| 4.2.1 实验过程 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.3 不同阴离子的影响 |
| 4.3.1 实验内容 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.4 热处理对钠化效果的促进作用 |
| 4.4.1 实验方案 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.4.3 机理分析 |
| 4.5 尿素和草酸对流变性的影响 |
| 4.5.1 尿素改性实验 |
| 4.5.2 草酸改性实验 |
| 4.5.3 复合改性实验 |
| 4.5.4 在球团中的应用 |
| 4.6 人工制备类天然钠基蒙脱石 |
| 4.6.1 工艺流程 |
| 4.6.2 去除层间高价离子 |
| 4.6.3 与同类产品对比 |
| 4.7 膨胀机理分析 |
| 4.7.1 晶层膨胀 |
| 4.7.2 渗透膨胀 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 蒙脱石的快速分散水化性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 分散性的影响因素 |
| 5.2.1 水分对分散性的影响 |
| 5.2.2 颗粒尺寸对分散性的影响 |
| 5.3 盐类试剂的影响 |
| 5.3.1 高触变型流变剂的制备 |
| 5.3.2 低粘度高悬浮型流变剂的制备 |
| 5.3.3 水化速度比较 |
| 5.4 偶联剂接枝改性 |
| 5.4.1 改性方式的影响 |
| 5.4.2 水分的影响 |
| 5.4.3 偶联剂用量的影响 |
| 5.4.4 偶联剂种类的影响 |
| 5.4.5 水化速度比较 |
| 5.5 不同改性方案比较 |
| 5.6 机理分析 |
| 5.7 蒙脱石乳化剂的应用 |
| 5.7.1 蒙脱石乳化剂性能评价 |
| 5.7.2 应用评价 |
| 5.8 在乳胶漆中的应用 |
| 5.8.1 内墙乳胶漆参考配方 |
| 5.8.2 应用效果评价 |
| 5.8.3 应用结果与讨论 |
| 5.9 本章小结 |
| 第六章 醇水两用型蒙脱石的制备及应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 蒙脱石属型的影响 |
| 6.3 试剂及原料的影响 |
| 6.3.1 盐类试剂复配改性 |
| 6.3.2 偶联剂接枝改性 |
| 6.3.3 与凹凸棒的复配改性 |
| 6.3.4 不同层电荷蒙脱石的差异 |
| 6.4 在醇醚类溶剂中的应用 |
| 6.4.1 不同样品在醇中的悬浮增稠 |
| 6.4.2 在不同溶剂中的悬浮增稠 |
| 6.5 水体系性能评价 |
| 6.5.1 水化速度 |
| 6.5.2 pH对粘度的影响 |
| 6.5.3 电解质对分散的影响 |
| 6.6 在醇基铸造涂料中的应用 |
| 6.6.1 铸造涂料配方及工艺 |
| 6.6.2 应用实验 |
| 6.6.3 结果与讨论 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（6）有机改性膨润土去除水中全氟化合物及重金属离子的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 全氟化合物的发展及污染 |
| 1.1.2 重金属离子的危害及现状 |
| 1.2 PFOA/PFOS的性质及处理方法概述 |
| 1.2.1 PFOA/PFOS的性质 |
| 1.2.2 PFOA/PFOS处理方法 |
| 1.3 Cr(VI)/Cu(Ⅱ)性质及其处理方法概述 |
| 1.3.1 Cr(VI)/Cu(Ⅱ)的性质 |
| 1.3.2 Cr(VI)/Cu(Ⅱ)的处理方法 |
| 1.4 膨润土性质及其有机改性概述 |
| 1.4.1 膨润土的性质 |
| 1.4.2 膨润土的有机改性 |
| 1.5 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验材料与测定方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 溶液配制及测定方法 |
| 2.2.1 Cr(Ⅵ)的配制及浓度测定 |
| 2.2.2 Cu(Ⅱ)的配制及浓度测定 |
| 2.2.3 PFOA/PFOS浓度的测定 |
| 3 有机改性膨润土的制备及性能 |
| 3.1 制备方法 |
| 3.1.1 磁化有机改性膨润土的制备 |
| 3.1.2 有机改性膨润土的制备 |
| 3.1.3 磁粉的制备 |
| 3.2 膨润土去除PFOS性能比较 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 实验结论 |
| 3.3 材料表征 |
| 3.3.1 表征方法 |
| 3.3.2 表征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 吸附实验 |
| 4.1 PFOA/PFOS吸附实验 |
| 4.1.1 实验方法 |
| 4.1.2 结果与讨论 |
| 4.2 Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)吸附实验 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.3 PFOA与 Cu(Ⅱ)竞争吸附实验 |
| 4.3.1 实验方法 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 强化混凝实验研究 |
| 5.1 PFOS/PFOA的混凝去除 |
| 5.1.1 实验方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.2 Cr(Ⅵ)的混凝去除 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）核废料储罐腐蚀过程中的氢吸收和氢脆行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 核废料地质处置国内外研究进展 |
| 1.1.1 国外研究现状 |
| 1.1.2 国内研究现状 |
| 1.2 核废料深地质处置形式及金属储罐/缓冲回填材料界面环境大时间尺度演变规律 |
| 1.2.1 引言 |
| 1.2.2 核废料处置预选区甘肃北山地下水成分 |
| 1.2.3 金属储罐/缓冲回填材料界面度演变规律 |
| 1.2.4 金属储罐/缓冲回填材料界面地下水饱和度演变规律 |
| 1.2.5 金属储罐/缓冲回填材料界面氧气含量演变规律 |
| 1.3 核废料的辐射性 |
| 1.3.1 引言 |
| 1.3.2 辐射源 |
| 1.3.3 辐射对介质的影响 |
| 1.3.4 辐射对金属腐蚀行为的影响 |
| 1.4 金属储罐在深地质处置中渗氢现状 |
| 1.4.1 引言 |
| 1.4.2 氢在金属中的溶解度 |
| 1.4.3 金属储罐的吸氢及氢脆 |
| 1.5 立题依据及研究内容 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 核废料储罐备选材料在深地质处置环境中的腐蚀和氢渗透研究方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究材料与腐蚀环境模拟 |
| 2.2.1 研究材料 |
| 2.2.2 腐蚀环境模拟 |
| 2.3 电化学测试 |
| 2.3.1 参比电极的选择及固体参比电极的稳定性 |
| 2.3.2 开路电位和动电位极化曲线 |
| 2.3.3 电化学测试装置 |
| 2.4 氢渗透研究方法 |
| 2.4.1 电化学测试方法 |
| 2.4.2 钛及其合金的氢化物厚度法和微克天平称重法 |
| 2.4.3 氢渗透测量实验装置 |
| 2.5 γ辐照实验 |
| 2.6 慢应变速率拉伸试验 |
| 第三章 核废料储罐备选材料在深地质处置环境中腐蚀行为 |
| 3.1 核废料储罐备选材料在北山地下水中的腐蚀行为 |
| 3.1.1 Q235 钢在北山地下水中的腐蚀行为 |
| 3.1.2 纯钛TA2 在北山地下水中的腐蚀行为 |
| 3.1.3 钛合金TA8-1 在北山地下水中的腐蚀行为 |
| 3.2 核废料储罐备选材料在高压实膨润土中有无?辐照时腐蚀行为对比 |
| 3.2.1 γ辐照对Q235 钢在高压实膨润土中腐蚀行为的影响.. |
| 3.2.2 γ辐照对TA2 在高压实膨润土中腐蚀行为的影响 |
| 3.2.3 γ辐照对TA8-1 在高压实膨润土中腐蚀行为的影响 |
| 小结 |
| 第四章 核废料储罐备选材料在深地质处置环境中的氢渗透行为 |
| 4.1 Q235 钢在高压实膨润土腐蚀过程中的氢渗透及渗氢效率 |
| 4.2 纯钛TA2 在深地质处置环境腐蚀过程中的氢渗透及影响因素 |
| 4.2.1 纯钛TA2 在深地质处置环境腐蚀过程中的氢渗透及渗氢效率 |
| 4.2.2 纯钛TA2 在深地质处置环境腐蚀过程中的氢渗透影响因素 |
| 小结 |
| 第五章 核废料储罐备选材料中氢浓度及分布对氢脆敏感性的影响 |
| 5.1 Q235 钢慢应变速率拉伸试验 |
| 5.2 纯钛TA2 慢应变拉伸试验(SSRT) |
| 第六章 核废料储罐备选材料在不同埋藏环境下腐蚀速率、氢浓度及分布的大时间尺度演变规律及寿命与安全预测 |
| 6.1 核废料储罐备选材料在不同埋藏环境下腐蚀速率的大时间尺度演变 |
| 6.2 核废料储罐备选材料在不同埋藏环境下氢浓度及分布的大时间尺度演变 |
| 6.3 核废料储罐备选材料寿命与大时间尺度安全预测 |
| 6.3.1 从腐蚀速率角度 |
| 6.3.2 从氢脆角度 |
| 6.4 核废料储罐腐蚀相关问题研究展望 |
| 第七章 总结论 |
| 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 |
（8）重金属富集植物后处理及重金属的稳定化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的植物修复技术 |
| 1.2 土壤修复植物的后处理现状 |
| 1.2.1 直接填埋法 |
| 1.2.2 堆肥法 |
| 1.2.3 液相萃取法 |
| 1.2.4 水热液化法 |
| 1.2.5 焚烧法 |
| 1.2.6 热解法 |
| 1.3 植物热解过程中重金属迁移转化特性的影响因素 |
| 1.3.1 热解温度 |
| 1.3.2 反应时间 |
| 1.3.3 添加剂 |
| 1.4 含重金属生物炭安全性的评价方法 |
| 1.5 含重金属生物炭的再应用 |
| 1.5.1 土壤重金属污染修复 |
| 1.5.2 吸附处理废水 |
| 1.6 含重金属植物固化/稳定化制备地聚物 |
| 1.7 研究目的与研究内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 重金属富集植物热解特性及产物分布 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 生物质原料特性分析 |
| 2.2.3 TG-DTG和 TG-MS分析 |
| 2.2.4 热动力学分析 |
| 2.2.5 数据处理与分析 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 生物质基本特性分析 |
| 2.3.2 TG-DTG分析 |
| 2.3.3 反应动力学分析 |
| 2.3.4 气相产物分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 重金属富集植物热处理过程中生物炭的环境可接受性评价 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 生物质原料特性分析 |
| 3.2.3 生物炭的制备及基本理化性质的测定 |
| 3.2.4 生物质及生物炭中重金属的测定 |
| 3.2.5 生物毒性评价 |
| 3.2.6 潜在环境风险评价 |
| 3.2.7 数据处理与分析 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 生物质热解条件下的热特性 |
| 3.3.2 生物质及生物炭的基本理化性质 |
| 3.3.3 生物炭中重金属的富集性及化学形态 |
| 3.3.4 含重金属生物炭的环境可接受性评价 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 生物炭中重金属的稳定性及生物炭的抗氧化性 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 生物炭的制备及生物质和生物炭的基本理化性质的测定 |
| 4.2.3 生物质及生物炭中重金属的相关测定 |
| 4.2.4 生物炭的抗氧化性及重金属的释放特性 |
| 4.2.5 数据处理与分析 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 生物质及生物炭的基本理化性质 |
| 4.3.2 生物炭中重金属的富集性及化学形态 |
| 4.3.3 生物炭中重金属的长期浸出性 |
| 4.3.4 生物炭的抗氧化性及重金属的释放特性 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 重金属在生物炭土培环境下的稳定性及生物炭应用于水处理的初探 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 供试材料 |
| 5.2.2 生物炭土培试验 |
| 5.2.3 生物炭吸附Cd~(2+)试验设计 |
| 5.2.4 数据处理与分析 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 生物质及生物炭的基本理化性质 |
| 5.3.2 生物炭土培过程中重金属的稳定性 |
| 5.3.3 生物炭对Cd~(2+)的吸附处理 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 矿物添加剂对重金属富集植物的热动力学特性及产物分布的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 生物质原料基本特性分析 |
| 6.2.3 TG-DTG和 TG-MS分析 |
| 6.2.4 热动力学分析 |
| 6.2.5 数据处理与分析 |
| 6.3 结果和讨论 |
| 6.3.1 生物质原料的基本特性 |
| 6.3.2 TG-DTG分析 |
| 6.3.3 反应动力学分析 |
| 6.3.4 气相产物分析 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 矿物添加剂对重金属富集植物热处理过程中重金属稳定化的影响 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料和方法 |
| 7.2.1 供试材料 |
| 7.2.2 生物质原料特性分析 |
| 7.2.3 生物炭的制备及基本理化性质的测定 |
| 7.2.4 生物质及生物炭中重金属的相关测定 |
| 7.2.5 数据处理与分析 |
| 7.3 结果和讨论 |
| 7.3.1 生物炭的基本理化性质 |
| 7.3.2 生物炭中重金属的富集性、回收率及化学形态 |
| 7.3.3 生物炭中重金属的浸出毒性评价 |
| 7.3.4 添加剂对重金属的稳定化机理 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 重金属富集植物固化/稳定化处理制备地聚物保温材料 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 材料和方法 |
| 8.2.1 供试材料 |
| 8.2.2 地聚物保温材料的制备 |
| 8.2.3 地聚物保温材料的抗压强度与导热系数测试 |
| 8.2.4 地聚物保温材料中重金属浸出毒性的测定 |
| 8.2.5 地聚物保温材料的表面特性分析 |
| 8.2.6 数据处理与分析 |
| 8.3 结果和讨论 |
| 8.3.1 地聚物保温材料的力学性能与保温性能评价 |
| 8.3.2 地聚物保温材料的重金属固化/稳定化效果评价 |
| 8.3.3 地聚物保温材料的重金属固化/稳定化机理初探 |
| 8.4 小结 |
| 第九章 研究结论、创新点及展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（9）去除水中碱性染料的膨润土微球制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水概况 |
| 1.2 膨润土 |
| 1.2.1 膨润土的结构与性质 |
| 1.2.2 膨润土的改性方法 |
| 1.3 膨润土在处理染料废水中的应用 |
| 1.4 磁性纳米材料的研究现状 |
| 1.4.1 膨润土的磁改性制备方法 |
| 1.4.2 磁性膨润土在水处理中的应用 |
| 1.5 研究的目的、意义和主要内容 |
| 1.5.1 研究的目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第二章 试剂和仪器 |
| 2.1 主要试剂 |
| 2.2 主要仪器 |
| 第三章 膨润土和磁性膨润土微球的制备与表征 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 微球的制备 |
| 3.1.2 表征方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 XRD表征分析 |
| 3.2.2 FTIR表征分析 |
| 3.2.3 SEM与TEM表征分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 膨润土微球和磁性膨润土微球对碱性品蓝的吸附性能研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 吸附试验方法 |
| 4.1.2 染料测定方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附剂用量的选择 |
| 4.2.2 振荡时间对吸附效果的影响 |
| 4.2.3 pH值对吸附效果的影响 |
| 4.2.4 动力学研究 |
| 4.2.5 吸附等温线 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 膨润土微球和磁性膨润土微球对碱性品红的吸附性能研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 吸附试验方法 |
| 5.1.2 染料测定方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 吸附剂用量的选择 |
| 5.2.2 振荡时间对吸附效果的影响 |
| 5.2.3 pH值对吸附效果的影响 |
| 5.2.4 动力学研究 |
| 5.2.5 吸附等温线 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论和应用展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（10）烟气脱硫用活性焦成型机制及脱硫性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 烟气脱硫用活性焦 |
| 1.2.1 活性焦的制备 |
| 1.2.2 活性焦的孔隙结构及表面化学性质 |
| 1.2.3 活性焦的脱硫机理 |
| 1.3 小颗粒半焦的性质及应用 |
| 1.3.1 小颗粒半焦的性质 |
| 1.3.2 小颗粒半焦的应用 |
| 1.4 成型活性焦(炭)用粘结剂研究现状 |
| 1.4.1 有机粘结剂 |
| 1.4.2 无机粘结剂 |
| 1.4.3 成型料成型机制研究 |
| 1.5 本文研究内容及意义 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验试剂及设备 |
| 2.3 实验装置及方法 |
| 2.3.1 活性焦的成型过程 |
| 2.3.2 炭化流程及装置 |
| 2.3.3 活化流程及装置 |
| 2.3.4 活性焦烟气脱硫装置及流程 |
| 2.4 活性焦性能评价指标 |
| 2.4.1 活性焦收率 |
| 2.4.2 活性焦抗压强度 |
| 2.4.3 活性焦脱硫率 |
| 2.4.4 碘吸附值 |
| 2.5 表征分析方法 |
| 2.5.1 热重分析(TG-DTG) |
| 2.5.2 扫描电镜显微结构分析(SEM) |
| 2.5.3 傅里叶红外光谱分析(FT-IR) |
| 3 活性焦的制备 |
| 3.1 低变质粉煤添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.2 有机粘结剂对活性焦性能的影响 |
| 3.2.1 酚醛树脂添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.2.2 腐植酸钠添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.2.3 聚乙烯醇添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.3 无机粘结剂制备成型活性焦 |
| 3.3.1 钠基膨润土添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.3.2 水玻璃添加量对活性焦性能的影响 |
| 3.4 复合粘结剂制备成型活性焦 |
| 3.4.1 粘结剂添加比例对活性焦性能的影响 |
| 3.4.2 极差分析 |
| 3.4.3 方差分析 |
| 3.5 活性焦扫描电镜对比分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 成型和炭化阶段内粘结作用机制分析 |
| 4.1 成型阶段粘结力模拟分析 |
| 4.1.1 范德华力 |
| 4.1.2 毛细力 |
| 4.1.3 法向粘性力 |
| 4.1.4 氢键力 |
| 4.1.5 成型阶段粘结力大小评价 |
| 4.2 活性焦炭化粘结机制 |
| 4.3 活性焦傅里叶红外光谱分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 活性焦脱硫性能研究 |
| 5.1 活性焦脱硫性能研究 |
| 5.2 气体组分对活性焦脱硫性能的影响 |
| 5.3 氧气对活性焦脱硫性能的影响 |
| 5.4 水蒸气对活性焦脱硫性能的影响 |
| 5.4.1 无O_2参与时H_2O对活性焦脱硫性能的影响 |
| 5.4.2 有O_2参与时H_2O对活性焦脱硫性能的影响 |
| 5.5 活性焦脱硫机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 作者在读期间研究成果 |
| 致谢 |
四、关于膨润土活化问题的讨论（论文参考文献）
- [1]有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究[D]. 何剑伟. 江南大学, 2021(01)
- [2]亲脂性Pd/有机膨润土复合催化剂的制备及其催化脂肪酸甲酯转移加氢研究[D]. 高磊. 广西大学, 2021(12)
- [3]电化学协同膨润土@Fe3O4活化过硫酸盐降解罗丹明B的研究[D]. 陈于梁. 江西理工大学, 2021(01)
- [4]机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水[D]. 杨艳娟. 广西大学, 2021
- [5]改性蒙脱石的流变特性及机理分析[D]. 梅娟. 中国地质大学, 2021(02)
- [6]有机改性膨润土去除水中全氟化合物及重金属离子的研究[D]. 丁倩云. 兰州交通大学, 2021(02)
- [7]核废料储罐腐蚀过程中的氢吸收和氢脆行为研究[D]. 张琦超. 中国科学院大学(中国科学院海洋研究所), 2020(01)
- [8]重金属富集植物后处理及重金属的稳定化研究[D]. 杜娟. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [9]去除水中碱性染料的膨润土微球制备及性能研究[D]. 吴帅. 济南大学, 2020(05)
- [10]烟气脱硫用活性焦成型机制及脱硫性能研究[D]. 呼书迪. 西安建筑科技大学, 2020