一、负载罗丹明B的活性炭吸附富集—分光光度法测定水中的痕量钒（论文文献综述）
汤登科[1]（2021）在《Ce-Fe2O3-AC复合材料的制备及催化H2O2降解染料的应用研究》文中进行了进一步梳理铁碳微电解法是在酸性条件下铁屑为负极,活性炭做正极,形成原电池组,通过直接或间接的氧化还原反应降解污染物。因为其具有低成本、操作简单、脱色能力强、可提高生化性等特点,被广泛应用于废水的预处理工艺。然而铁碳填料易板结而失活、铁的流失造成污泥的增多、原电池效应低、产生的活性物质少等问题制约铁碳微电解的进一步发展。本文在铁碳微电解的基础上,通过共沉淀法掺杂稀土铈,制备了Ce-Fe2O3-AC复合材料;另外加入H2O2,通过类芬顿体系增强该复合材料对染料的降解能力。通过对阳离子蓝X-GRL的降解实验,探讨了Ce-Fe2O3-AC的最佳制备条件,以及Ce-Fe2O3-AC与H2O2组成的类芬顿降解染料的实验条件和降解机理分析,最后通过甲基橙和罗丹明B的降解实验,研究了材料对染料废水的应用处理能力。具体研究内容及结论如下:1.通过单因素实验,得到制备材料的最优实验条件为:Fe/AC质量比为2:1、铈的添加量为10%、制备液的pH为9.0、陈化时间定为24h、陈化温度为30℃,与正交实验得到的结果类似。2.通过SEM、TEM分析可知,成功制备了Ce-Fe2O3-AC材料,且材料仍然具有活性炭的孔隙结构,因此材料具有一定的吸附能力。通过XPS和FTIR的分析可知铁和铈的存在形式为Fe2O3、CeO2,部分铈以碳化物形式存在,存在Ce3+和Ce4+两个价态,且以Ce4+为主。Ce-Fe2O3-AC的一小时吸水率为45.8%,说明材料具有较大的比表面积,有利于反应的进行;材料的堆积密度为1.42g/cm3,表观密度为1.56g/cm3,空隙率为55.0%,说明材料的抗板结能力强,有利于进行反冲洗,利于材料的回收和重复使用。通过Zeta电位可知,AC、Fe-AC、Ce-Fe2O3-AC的零点电位pH（pHzpc）分别为3.48、4.21、3.78。3.在有氧和无氧条件下Ce-Fe2O3-AC对阳离子蓝X-GRL的去除效率类似,说明该材料对染料的去除以吸附作用为主,微电解的作用较弱。在Ce-Fe2O3-AC组合类芬顿降解阳离子蓝X-GRL的实验中,H2O2的适宜浓度为30mmol/L,最适染料初始浓度为20.0mg/L,最佳pH为3.0,此外在pH为7.0、9.0的条件下降解效果能够达到72.8%、70.8%,因此所制备的Ce-Fe2O3-AC材料能够适应更宽的pH范围。同时Ce-Fe2O3-AC类芬顿降解阳离子蓝X-GRL符合表观一级反应动力学模型。4.CeO2具有良好的氧化还原性能,能够促进Fe3+向Fe2+的转化,同时Ce3+/Ce4+的存在,提供了较高的化学势能,也能促进Fe3+向Fe2+的转化,从而保证了类芬顿反应的持续进行,提高了材料的降解能力。经过自由基猝灭实验,可知Ce-Fe2O3-AC类芬顿降解过程中,H2O2分解产生了·OH和·O2-,且主要选择性产生了·OH作为主要活性物质降解染料,提高了H2O2的利用率。5.Ce-Fe2O3-AC类芬顿体系对甲基橙和罗丹明B的去除率为95.1%、86.3%。材料重复利用五次后,仍能保持良好的活性。另外对阳离子蓝X-GRL、甲基橙、罗丹明B三种染料的COD去除率分别达到67.4%、73.7%、53.0%,因此Ce-Fe2O3-AC对染料有一定的矿化能力,对废水降解具有很好的实用价值。
赵妍珺[2]（2021）在《大蒜皮基生物吸附材料的制备及其去除/分离有机污染物的行为及机理研究》文中认为随着社会的发展与人口的增长,工业废水、农业废水及纺织废水大量排放,部分有毒有机污染物随废水的排放进入水体环境,对水生态系统及人类健康构成了不可小觑的威胁。在常用的废水处理方法中,吸附法由于操作简单、成本低廉、处理效果好等优点,已成为当前应用最为广泛的处理技术之一。由于农业副产物具有可生物降解、可重复利用、来源广泛、成本低廉等优点,近年来开发高效、经济、环保的农业副产物生物吸附材料逐渐成为水生态环境领域研究热点之一。然而,未经过改性处理的农业副产物吸附容量较低,桎梏了其在去除和分离有机污染物方面的应用。本论文以典型农业副产物大蒜皮（GP）为研究对象,通过多种改性方法制备改性大蒜皮生物吸附材料,并将其应用于有机污染物的吸附去除和分离技术当中。本研究不仅可以提升农业副产物的利用价值,降低有机污染物去除成本,还为设计合成更多高效、经济、环保的改性农业副产物吸附材料提供思路。具体研究成果如下:（1）采用氧化法（H2O2）、酸性氧化法（无机酸HNO3、有机酸C6H807）和碱性皂化法（NaOH）对大蒜皮进行改性,制备了四种化学改性大蒜皮生物吸附材料（分别为H2O2-GP、HNO3-GP、CA-GP和NaOH-GP）。对比了未改性及化学改性大蒜皮的理化性质及对罗丹明B（RhB）吸附性能。结果表明,酸性氧化法改性有利于提高大蒜皮比表面积,同时增加表面酸性含氧官能团。在四种改性大蒜皮中,HNO3-GP具有最高的吸附容量,当RhB浓度为15mg L-1时,HNO3-GP对RhB的吸附容量为未改性大蒜皮的3.5倍。吸附行为研究表明,HNO3-GP吸附RhB的过程符合准二级动力学方程,Temkin等温线模型,且吸附过程为自发的、吸热的。此外,溶液pH为7.0时,HNO3-GP对RhB吸附效果最佳,0.1 mol L-1 NaOH对RhB的解吸率可达95.8±1.1%,且HNO3-GP具有可循环使用性。吸附前后HNO3-GP表面官能团及化学态的变化表明,HNO3-GP吸附RhB的机理主要为静电相互作用及氢键作用。本研究系统对比了氧化法、酸性氧化法和碱性皂化法对于大蒜皮理化性质及吸附容量的影响,证明了采用无机强酸进行酸性氧化改性可有效提高农业副产物对有机染料的吸附能力。（2）在前一研究的基础上,改进硝酸改性方法,制备了可应用于喹诺酮类抗生素的吸附去除及固相萃取的硝酸改性大蒜皮吸附材料（HNO3-GPQNs）。以恩诺沙星（ENR）为目标污染物,对比了未改性大蒜皮及HNO3-GPQNs对喹诺酮类抗生素的吸附性能。结果表明,HNO3-GPQNs对喹诺酮类抗生素的吸附性能较改性前有明显的提升,其对ENR的Langmuir最大吸附容量为改性前的15.22倍。吸附行为研究表明,HNO3-GPQNs对ENR的吸附过程符合准二级动力学方程,Freundlich等温线模型,且吸附过程为自发的、放热的。将HNO3-GPQNs应用于固相萃取技术,通过优化固相萃取过程中的洗脱液氨含量、洗脱液体积、水样pH及HNO3-GPQNs用量,建立了以HNO3-GPQNs为吸附剂的固相萃取-高效液相色谱检测法,用于环境水样中4种喹诺酮类抗生素的检测。所建立的方法线性良好（R2>0.9996）,回收率为86.3%～95.1%,检出限为0.65～0.85μg L-1,相对标准偏差小于4.05%（n=3）。本研究可为农业副产物生物吸附材料在固相萃取技术中的应用提供思路,并进一步降低固相萃取成本,实现资源综合利用。（3）采用离子浸渍法,分别制备了 Tb负载大蒜皮（Tb@GP）,Eu负载大蒜皮（Eu@GP）及Tb和Eu同时负载大蒜皮（Tb/Eu@GP）,并将其应用于吸附去除水溶液中的恩诺沙星。对Tb@GP、Eu@GP和Tb/Eu@GP的理化性质进行了表征,结果表明,Tb、Eu和Tb/Eu的负载总量约为16.5%,Tb或Eu通过配位的方式负载于大蒜皮表面,且呈混合价态。吸附性能研究表明,Tb/Eu@GP对于ENR的Langmuir最大吸附容量可达 769 mg g-1,明显高于Tb@GP（580 mg g-1）及Eu@GP（420 mg g-1）。吸附行为研究表明,三种金属负载大蒜皮对ENR的吸附均符合准二级动力学方程,Langmuir吸附等温模型,且吸附过程为自发的、放热的。此外,溶液pH为6.0到8.0时,Tb/Eu@GP的吸附效果最优。5%氨水-水溶液对ENR的解吸率可达98.1±1.5%,且Tb/Eu@GP具有可重复使用性及再生性。此外,X射线光电子能谱研究表明,配位体交换作用为Tb/Eu@GP吸附ENR的主要机理。本研究证明了在农业副产物生物吸附材料表面同时负载Tb和Eu,是提升其对氟喹诺酮类抗生素吸附性能的有效改性方法。（4）采用浓硫酸一步法制备大蒜皮生物炭（CSGPB）,并通过L16（45）正交实验对合成条件进行优化。将CSGPB与采用传统热解法合成的大蒜皮生物炭（HTGPB）进行理化性质及吸附性能对比,结果表明,CSCPB具有更多类石墨结构,且表面具有更多官能团。当ENR初始浓度为87.9 mg L-1时,CSGPB的吸附容量（142.3 mg g-1）为HTGPB的13.7倍。CSGPB对ENR的吸附过程符合准二级动力学方程,Temkin等温线模型,且吸附过程为放热的、自发的。在实验结果的基础上,采用密度泛函理论计算探究了 CSGPB表面与ENR分子的界面相互作用机理。结果表明,CSGPB中类石墨结构与ENR分子中喹诺酮基团间的π-π相互作用为主要吸附机理,此外,CSGPB表面不同官能团与ENR分子间的吸附能大小顺序为-SO3H>-OH>-COOH,表明-SO3H可能为吸附过程中活性最强的官能团。本研究提出了一种简单且具有应有前景的生物炭合成方法,采用实验与计算结合的方式深入探究了生物炭与ENR分子间的界面相互作用,为设计合成高效、经济、环保的生物炭吸附材料提供了新思路。
张郅琨[3]（2021）在《金属氢氧化物改性多壁碳纳米管的制备及吸附性能研究》文中研究说明因为特有的物理和化学性质,碳纳米管（CNTs）在电极材料、生物医药和环境保护等领域得到了越来越广泛的应用,特别是在重金属污染治理领域,碳纳米管吸附剂的制备、应用和吸附作用机理已经成为研究的重点。现有的碳纳米管吸附剂在水中的分散性较差,吸附能力有限,且可回收利用性较差。为了改善碳纳米管性能,克服现有问题,本课题采用双金属氧化物对碳纳米管进行功能化改性,进一步提升材料的性能,并研究此吸附材料对水中重金属Cr（Ⅵ）离子和有机染料罗丹明B的吸附过程,讨论吸附条件对吸附作用的影响,并分析吸附机理,为同类型的改性碳纳米管吸附剂制备和吸附行为研究提供理论依据和思路借鉴。本课题采用水热法在碳纳米管（CNTs）上负载两种金属氧化物,尝试用不同的制备条件、负载物种类和用量制备改性碳纳米管吸附材料,并通过红外光谱、扫描电子显微镜、X射线光电子衍射等表征手段来研究改性碳纳米管材料的结构性质和氧化物负载情况。对比了不同吸附剂对Cr（Ⅵ）离子和罗丹明B的吸附作用,考察体系共存离子、pH值、吸附时间、吸附温度等因素对吸附过程的影响,采用多种模型对吸附过程进行拟合,讨论吸附机理,并研究了改性碳纳米管吸附剂的循环利用效果。主要研究工作如下:（1）实验制备了负载氢氧化镁（Mg（OH）2）和氢氧化铝（Al（OH）3）的Mg-Al-CNTs吸附剂,最优制备条件时氯化镁（MgC1l2）和氯化铝（AlCl3）的质量比为3:1,煅烧温度控制在450℃。体系的pH值对Mg-Al-CNTs吸附Cr（Ⅵ）离子的过程影响不大,负电荷较大的共存离子会显着影响Mg-Al-CNTs吸附剂对 Cr（Ⅵ）离子的吸附效果。不同温度,Mg-Al-CNTs下都能非常迅速地达到吸附平衡,吸附过程与Langmuir等温模型和准二阶动力学模型更加相符,热力学数据表明,吸附过程是吸热过程,整个过程的控速步骤是外扩散,吸附机理包含了静电吸附、化学氧化还原反应和离子交换吸附。使用Na2CO3作为解吸剂,经过7次对Cr（Ⅵ）离子的循环吸附,Mg-Al-CNTs的吸附容量仍能保持在初次吸附的 80%以上,重复利用性能极佳。（2）实验制备了负载氢氧化镁（Mg（OH）2）和氢氧化铁（Fe（OH）3）的Mg-Fe-CNTs吸附剂,最优制备条件时氯化镁（MgCl2）和氯化铁（FeCl3）的质量比为3:1,煅烧温度控制在450℃。体系的pH值对吸附过程有较大影响,共存离子对Mg-Fe-CNTs吸附罗丹明B的过程的影响不显着;不同吸附温度下都能在短时间内达到吸附平衡,准二阶动力学模型和Freundlich等温模型能更好的描述Mg-Fe-CNTs吸附罗丹明B的过程。吸附过程的控速步骤是外扩散,吸附机理包含氢键络合和静电吸附。使用乙醇和浓盐酸配制解吸剂,经过10次循环吸附,Mg-Fe-CNTs对罗丹明B的吸附容量仍能保持在初次吸附的90%以上,具备极佳重复利用性能。
张泽[4]（2020）在《黑臭水体环境调查评估与水中污染物催化降解研究》文中指出本文以某黑臭水体污染场地为研究对象,开展场地环境调查与风险评估工作,用Surfer软件核算该场地的水量和泥量,并论证治理方案的可行性;进一步,制备了一种负载钯纳米颗粒的新型海绵复合纳米材料,考察了其对水体中不同类型污染物的治理行为。（1）某黑臭水体场地环境调查与风险评估参考建设用地环境调查与风险评估的相关技术规范及导则标准,结合黑臭水体污染场地的特性,对研究对象开展环境调查、污染风险和程度评估及相关核算和探究试验工作。结果表明,该黑臭水体场地底泥中常规指标总氮、氨氮在表层0.3 m和中层0.6 m存在超标现象,重金属存在不同程度的复合污染,汞最大超标61.1倍、砷最大超标1.4倍,而地表水大部分属于重度黑臭水体;底泥中污染物砷的致癌风险和汞的非致癌危害指数分别为1.9×10-5、1.7,均已超过人体健康可接受水平;初步核算该场地水量为32.20万m3,泥量为24.62万m3;采用的“土工管袋脱水+活性炭吸附脱色”工艺不仅使底泥含水率降低40%左右,而且余水的各项常规指标也都下降。（2）天然海绵负载钯纳米颗粒制备及其催化降解水中污染物利用具有多孔结构的天然海绵,制备了一种以天然海绵为载体负载金属纳米颗粒的新型复合材料。结果表明（以催化重铬酸钾为例）,在5 min内可以将污染物浓度基本上催化降为0,重复6组实验后仍具有高效的催化性能;使用新型注入-挤出反应形式,重复20次的转化率均在98%以上;符合拟一级反应动力学,该反应速率常数为2.372 min-1;不断搅拌和提高温度均可以增强海绵复合材料的催化效果。此外,新型复合材料可实现对水环境中4-硝基苯酚及有机染料等污染物高效催化降解。
肖俊[5]（2020）在《金属-有机框架材料对水中污染物吸附去除性能研究》文中研究指明当前环境污染日益严重,特别是水中的污染物对生物体的危害最大。水中污染物的去除包括生物法、化学法和物理法,其中物理法吸附法具有操作简单,去除效率高等优点。吸附法去除水中污染物的关键是制备比表面积大、富含大量官能团的多孔材料,而传统吸附剂在这两方面都不具备优势。MOF作为一类高比表面积、富含大量官能团的多孔材料,在吸附领域具有其独特的优势。本论文选取水中典型的三种污染物Pb2+、罗丹明B（Rh B）和盐酸四环素（TC）为目标污染物,研究了三个体系的MOF对水中污染物的去除性能。本文主要研究内容及研究结果如下所示:（1）通过溶剂热法合成了MIL-125（Ti）及NH2-MIL-125（Ti）,并对其进行SEM、XRD、FT-IR、BET分析,通过改变溶液p H值、吸附时间、吸附温度以及初始浓度研究吸附剂对Pb2+的吸附性能。吸附动力学研究表明MIL-125（Ti）和NH2-MIL-125（Ti）对Pb2+的吸附符合拟二级吸附动力学模型;吸附热力学研究表明MIL-125（Ti）和NH2-MIL-125（Ti）对Pb2+的吸附符合Langmuir吸附模型。MIL-125（Ti）对Pb2+的最大吸附容量Qm为207.04 mg/g,NH2-MIL-125（Ti）的Qm为247.52 mg/g。NH2-MIL-125（Ti）相比MIL-125（Ti）具有更高的稳定性,X射线衍射表明MIL-125（Ti）在水中浸泡12 h,结构完全发生改变,而NH2-MIL-125（Ti）在水中浸泡24 h也能保持其结构的稳定。（2）采用溶剂热法合成了MIL-101（Fe）,并对MIL-101（Fe）的微观结构进行表征,对合成的MIL-101（Fe）进行Rh B吸附实验和活化过硫酸盐（PS）催化降解实验。结果表明:（1）MIL-101（Fe）对Rh B的最大吸附容量达到204.94 mg/g,吸附过程遵循拟二级吸附动力学模型和Langmuir等温吸附模型。（2）温度的升高有利于吸附过程,表明吸附过程是吸热过程。（3）MIL-101（Fe）对Rh B具有类Fenton效应,可以活化PS催化降解Rh B,表明MIL-101（Fe）是催化型吸附剂。（3）以甲醇为溶剂,采用普通溶液法合成了ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67,并研究了这两种MOF对TC的吸附性能。本实验研究了TC溶液p H值,ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67投加量、吸附时间、TC初始溶度以及盐离子浓度对吸附性能的影响。研究表明,ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67对TC的吸附符合拟二级吸附动力学模型和Freundlich等温吸附模型,温度的升高有利于TC的吸附。相同条件下,ZIF-8@ZIF-67具有更高的吸附容量,ZIF-8@ZIF-67的最大吸附为613.5mg/g,几乎是ZIF-8的3倍（212 mg/g）。
陈满堂[6]（2019）在《高效铁钴基类芬顿体系的构筑及其在有机污染物降解中的应用》文中认为芬顿技术具有操作简单、氧化效率高及环境友好等优点,在水净化领域已得到广泛关注。但传统的芬顿技术具有pH适用范围窄（2.5-3.5）、Fe3+/Fe2+循环受阻及反应后产生大量铁泥等缺陷。为了提高芬顿技术的应用性能,研究者们提出了通过引入光、电、有机配体以及固载等方式构筑的类芬顿体系,还提出了基于硫酸根自由基(SO4·-)的类芬顿体系。Co2+活化过一硫酸盐（PMS）是一种高效产生SO4·-的方式。对于铁钴基类芬顿体系而言,如何实现均相体系中Fe3+/Fe2+和Co3+/Co2+的有效循环,降低铁盐和钴盐的投入量;进一步提高多相体系中类芬顿催化剂的催化活性,抑制甚至避免金属离子的溶出是仍需解决的关键科学问题。为此,本文构筑了HSO3-和小分子有机酸（SOAs）增强的均相类芬顿体系、基于氮掺杂碳材料限域的钴基催化剂（Co/N-CNTs）和磁性Fe3O4@ZIF-67复合材料催化活化PMS的多相类芬顿体系。主要研究内容如下:（1）构筑了一种Fe3+-HSO3--H2O2均相类芬顿体系并应用于环境激素双酚A（BPA）的降解。研究结果表明,HSO3-的加入极大增强了Fe3+-H2O2体系的降解性能。当Fe3+、HSO3-和H2O2浓度分别为0.1、0.3和10 mmol L-1时,0.05 mmol L-1 BPA可在2 min内被完全降解,其降解速率常数为2.71 min-1,约为Fe3+-H2O2体系(0.045min-1)的60倍;究其原因是HSO3-与Fe3+之间的配位作用和对Fe3+的还原作用。另外,HSO3-与Fe3+的配位作用还能抑制Fe3+水解。电子顺磁共振（EPR）及淬灭实验证明·OH、SO3·-和SO4·-均参与了BPA的氧化降解,其中·OH是主要的氧化物种。（2）构筑了一种Co2+-SOAs-PMS均相类芬顿体系,并将其应用于有机污染物的降解和水中痕量Co2+的测定。该体系的最大特征在于,SOAs的加入极大提高了Co2+活化PMS的能力,从而大幅度降低了Co2+的使用量。循环伏安实验与密度泛函理论计算结果表明,SOAs的增强效应源于其配位作用和给电子能力。当Co2+、PMS和醋酸盐（Ac-）浓度分别为2、150和500μmol L-1时,30μmol L-1双氯芬酸可在20 min内被完全降解,其降解速率常数为0.482 min-1,约为Co2+-PMS体系(0.048min-1)的10倍;该体系对其它多种有机污染物的降解也同样存在加速作用。EPR及淬灭实验证明该体系的主要氧化物种为SO4·-。基于Ac-能够加速亚甲基蓝在Co2+-PMS体系中的褪色,建立了一种光度法测定水中痕量Co2+的新方法;在优化条件下,该方法的线性范围为0.20-7.0μg L-1和7.0-50.0μg L-1,检出限为0.10μg L-1;实际水样中的常见共存离子不干扰Co2+的测定,表明此方法的应用性能优良。（3）以Co3[Co（CN）6]2为前驱体,采用简单的高温煅烧及酸处理法制备了氮掺杂碳纳米管限域的钴基催化剂（Co/N-CNTs）,构筑了Co/N-CNTs催化活化PMS的多相类芬顿体系,并将其应用于有机污染物的降解。Co/N-CNTs既可吸附、富集有机污染物,又能催化活化PMS实现有机污染物的快速降解。当Co/N-CNTs和PMS浓度分别为0.1和0.2 g L-1时,10 mg L-1罗丹明B可在7 min内被完全降解。吸附和催化之间的协同作用以及限域钴颗粒和Co与N的配位作用实现≡Co2+/≡Co3+的有效循环并抑制Co2+的溶出,是其具有高效催化能力的主要原因。在较宽pH范围（3.3-11.2）及无机盐和有机质共存的条件下,Co/N-CNTs依然显示出优异的吸附催化性能。此外,Co/N-CNTs具有较好的循环性能。（4）以Co（NO3）2、2-甲基咪唑和Fe3O4纳米颗粒为原料,采用湿化学法在室温下制备了Fe3O4@ZIF-67复合材料,构筑了Fe3O4@ZIF-67-PMS多相类芬顿体系,并将其应用于溴代阻燃剂四溴双酚A（TBBPA）的降解。当Fe3O4@ZIF-67和PMS用量均为0.1 g L-1时,40 mg L-1 TBBPA在3 min内可被完全降解,其降解速率常数为110.3 L g-1 min-1,约为ZIF-67-PMS体系(11.8 L g-1 min-1)的10倍,Fe3O4-PMS体系(0.06 L g-1 min-1)的2000倍;表明Fe3O4@ZIF-67中的Fe3O4与ZIF-67之间存在协同催化作用,这可能是由于Fe3O4中的≡Fe2+促进了≡Co3+/≡Co2+的循环。EPR及淬灭实验表明·OH、SO4·-和1O2均参与了TBBPA的氧化降解,其中1O2是主要的氧化物种。此外,Fe3O4@ZIF-67具有较好的循环性能,且能够通过简单的磁分离方式进行快速回收。
樊露[7]（2019）在《基于金属有机框架复合材料的制备及在废水处理应用研究》文中认为随着人们生活水平的不断提升和科技的不断进步,工业技术的发展也越来越快,有机染料废水和重金属离子污染变得越来越严重,导致了环境中的水体质量严重下降。因此,近些年环境水处理的问题一直是研究的热点,制备合成环境友好的材料用于水处理成为非常热门的话题。金属有机框架（Metal Organic Frameworks,MOFs）是新型多孔材料,因其具有优异的吸附性能;因而可以应用在废水处理和定量检测的研究中。基于此,本论文合成了MOFs的三种复合材料,并将其应用于处理有机染料和重金属离子的废水。本论文主要的研究结果如下:（1）使用层层自组装的技术,以羧基化的普通滤纸作为载体,在滤纸表面上生长Cu-MOFs材料（记作MOFs/CMFP）,对该材料进行了X射线粉末衍射（XRD）、傅里叶变换红外扫描（FT-IR）、扫描电子显微镜（SEM）和元素图谱（EDS）分析等一系列表征证实其结构。并考察了MOFs/CMFP对有机染料（亚甲基蓝（Methylene Blue,MB）、孔雀石绿（Malachite Green,MG）和罗丹明B（Rhodamine B,Rho B））和重金属离子(Pb2+和Cd2+)的吸附性能的研究。对比研究了自组装Cu-MOFs材料前后的滤纸对有机染料和重金属离子的去除效率,讨论了自组装MOFs材料的滤纸对吸附重金属离子的选择性的研究。实验发现,对有机染料和重金属离子的吸附主要来自包裹在滤纸上的MOFs。通过控制自组装次数控制MOFs材料的厚度,增强该材料的吸附效率。结果表明自组装30层的Cu-MOFs/CMFP材料对有机染料和重金属离子的去除效率最好。并且发现,该材料对重金属离子(Pb2+和Cd2+)有选择性吸附。另外,我们用自组装30层的MOFs材料对实际样品（自来水）进行了分析。通过对实际水样中染料和金属离子的有效吸附,证明Cu-MOFs/CMFP材料能用于含有有机染料和金属离子的混合废水的处理。（2）采用水热合成法制备了碳量子点和MOFs的杂化材料（记作CQDs/MOF）,并对该材料进行了XRD、FT-IR和TEM等表征证实其结构。根据TEM分析,该材料具有立方相的结构,碳量子点均匀的分布在MOFs的表面。初步探究该材料的荧光性能,对比了CQDs,MOF和CQDs/MOF的荧光性能以及加入金属离子后的荧光变化。研究发现CQDs的加入能够使MOF杂化材料的荧光强度明显增强,加入金属离子后,荧光发生了猝灭。通过实验发现,Fe3+和Cu2+对CQDs/MOF杂化材料有明显的选择性的猝灭效果,其猝灭程度在0-100 ppm的金属离子浓度范围内呈现良好的相关性。基于此,可以定量的检测Fe3+和Cu2+,检测限分别为0.098 ppm和0.129 ppm。并模拟了实际样品分析中,对Fe3+和Cu2+的回收率均在95%-105%之间。并且,通过实验证明了该材料在细胞毒性小,说明CQDs/MOF材料可用于检测细胞内的Fe3+和Cu2+。（3）合成并且表征了L-半胱氨酸修饰的磁性Fe3O4和MOFs的杂化材料（记作Fe3O4/MOF/L-Cysteine）,并且分别用吸附法、固相萃取-荧光传感去除和检测重金属Cd2+离子。讨论了吸附时间,吸附剂的用量和被吸附物质的浓度等对吸附性能的影响,发现Fe3O4/MOF/L-Cysteine材料对Cd2+有良好的吸附性能。吸附达到平衡后,通过磁分离后用酸解析,进行再此吸附实验。结果发现5次循环后,其吸附率仍然保持在90%以上,最大吸附量为248.24 mg/g。通过等温模型和吸附动力学的研究,Fe3O4/MOF/L-Cysteine对Cd2+的吸附遵循Langmuir等温模型和二级动力学模型。基于良好的吸附性能,我们在磁固相萃取法（MSPE）的基础上,利用电感耦合等离子体原子发射光谱法（ICP-AES）来检测水中痕量的重金属离子,该方法对Cd2+的检测限为10.6 ng/m L。同时,我们还研究了该材料用于荧光传感器检测Cd2+的性能,研究发现Cd2+对Fe3O4/MOF/L-Cysteine有荧光猝灭效应,其猝灭程度与Cd2+成正比关系,可用于检测Cd2+,检测限为0.94 ng/m L。
庄雨婷[8]（2019）在《碳基复合材料和功能化纳米金颗粒在重金属吸附和检测中的应用研究》文中研究表明尽管70%的地球表面被水覆盖,但仅有约0.14%的水可以作为饮用水使用,因而,清洁水资源的缺乏一直是最为广泛关注的问题之一。有关重金属中毒事件大多是因水中重金属超标所引起的。重金属是一类重要的致癌物质,如汞、铅、镉、砷、镍、铬等,一旦进入人体,将在肺部、肾脏等器官中积蓄起来造成慢性中毒,严重危害人体健康。近年来,有效地吸附分离和检测环境中的重金属组分已成为化学、环境分析及其相关领域的研究热点。开发新型无机纳米复合材料,并将其应用于重金属的吸附及定量分析具有重要意义。本论文旨在通过功能化或掺杂纳米颗粒的方式提高碳基纳米复合材料对重金属离子的吸附容量和选择性,探究了其对重金属离子的分离特性及作用机理;研究其在复杂环境中的应用潜力;建立原位选择性检测重金属的新方法。论文的第一章简要介绍了水体中重金属的污染现状、治理方法和检测技术,以及纳米复合材料在重金属吸附与检测领域的研究现状。论文的第二章以聚氨酯海绵（PU）为三维骨架,通过引入支链淀粉和普鲁士蓝纳米颗粒,制备了一种三维磁性碳骨架吸附剂（MCF）,并通过扫描电子显微镜（SEM）、N2吸附-解吸等温曲线（BET）、X射线衍射仪（XRD）、热重分析仪（TGA）和傅立叶红外光谱仪（FT-IR）对吸附剂的生长机理进行了表征。结果表明,聚氨酯海绵的三维结构为普鲁士蓝的生长提供了有效的支持骨架。同时,支链淀粉的引入不仅提高了MCF骨架的比表面积,更丰富了其表面的吸附位点,因而对Pb（Ⅱ）表现出良好的吸附性能。在pH 7.0,该吸附剂对水中Pb（Ⅱ）离子的吸附容量高达386 mg g-1,且共存离子对Pb（Ⅱ）的吸附无明显影响。MCF对Pb（Ⅱ）的吸附可在2小时内达到平衡,其吸附行为符合Langmuir单层吸附和准二级动力学模型。MCF凭借其良好的循环利用性和易于磁分离等优点,在环境治理方面呈现出巨大的应用潜力。论文的第三章采用原位共生长法制备了二维多孔Fe2O3/g-C3N4/石墨烯纳米复合材料（FeCNG）。以亚铁氰化钾、尿素和氧化石墨烯为原料,通过煅烧使普鲁士蓝纳米颗粒和氮化碳共生长在氧化石墨烯表面,同时氧化石墨烯部分被还原。材料表征结果表明,氮掺杂的石墨烯表面和氮化碳均促进了Fe2O3纳米颗粒的形成,其平均尺寸为2.3 nm。另外,氮化碳的引入显着提高了 FeCNG材料的孔隙率和比表面积。所制备的FeCNG材料对Cr（Ⅵ）表现出优异的吸附性能,其吸附容量高达149 mg g-1,且其吸附行为符合准二级动力学模型,其热力学吸附模型符合Langmuir单层吸附。FeCNG因其独特的三元组成,可在吸附Cr（Ⅵ）的同时将Cr（Ⅵ）还原为低毒性Cr（Ⅲ）。此外,该材料在较宽pH范围均能对Cr（Ⅵ）表现出优异的吸附性能,证明了其在水污染治理方面的优越性。论文的第四章通过一步水热还原法制备了三维二硫化钼（MoS2）/还原氧化石墨烯（rGO）水凝胶（MoS2-rGO）。实验中采用SEM、BET、XRD、高倍透射电子显微镜（HRTEM）、X射线电子能谱分析（XPS）和拉曼光谱仪（Raman spectra）对MoS2-rGO水凝胶进行了表征,结果表明该水凝胶能有效抑制MoS2与rGO的不可逆堆叠,同时可通过对MoS2与rGO比例的调节,实现对水凝胶异质结面的调控。由于异质结面和Mo-S的存在,MoS2-rGO对Hg（Ⅱ）表现出较高的选择性吸附。当MoS2-rGO水凝胶含有70 wt.%MoS2时,其对Hg（Ⅱ）吸附容量最大且选择性最佳,分配系数（Kd）为7.49×106 mL g-1。此外,MoS2-rGO水凝胶凭借其块状结构可直接用于固相萃取,经处理7 min后,30 mL污染水中的Hg（Ⅱ）浓度可由80 mg L-1降低至2μg L-1以下。鉴于直接接触吸附的高效性,MoS2-rGO水凝胶在水净化处理方面表现出巨大的应用潜力。论文的第五章基于催化还原亚甲基蓝（MB）变色,建立了一种超灵敏的Cr（Ⅵ）比色检测法。在该化学传感器中,MB作为可视信号放大器和记录器。在Cr（Ⅵ）离子存在下,没食子酸修饰的金纳米颗粒与Cr（Ⅵ）作用生成了 Au@Cr2O3薄层,加速了 NaBH4还原MB。在溶液体系中,该化学传感器对Cr（Ⅵ）呈现出优异的选择性和超高的灵敏度,通过紫外-可见吸收光谱检测,其检出限为0.05 nM,线性范围为0.05-100 nM;还可以对Cr（Ⅵ）进行可视化定量检测,检出限可达0.1 nM。同时,将GA-Au NPs和MB固定在滤纸上可得到纸基化学传感器,在0.1-2.0μM浓度范围内,随着Cr（Ⅵ）离子的浓度增大呈现出明显的色差变化,实现了 Cr（Ⅵ）离子的可视化定量检测,检出限可达0.1 μM,为Cr（Ⅵ）的低成本、低消耗和快速实时检测提供了更为便利的方法。本研究中还采用H2O2对Cr（Ⅲ）进行了预氧化,成功实现了 Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的形态分析以及总Cr含量的测定,并用于标准样品和环境水样中Cr离子的检测。此外,GA-Au NPs固定滤膜可应用于水中Cr（Ⅵ）的快速去除。论文的第六章总结了本论文的相关研究内容,并展望了无机纳米材料在环境分析、重金属检测以及相关领域中的进一步发展及应用。
关翠林,张金娥[9]（2006）在《痕量钒的分析进展》文中提出综述近年来测定痕量钒的主要方法,包括光度法如常规光度法、流动注射光度法、催化动力学光度法、萃取光度法、导数光度法以及原子吸收法、荧光法、交流示波极谱法、催化动力学离子选择电极法和流动注射化学发光法等。
喻德忠[10]（2004）在《金属氧化物纳米材料在污染物处理及环境分析中的应用研究》文中研究表明纳米科学技术是上世纪八十年代末诞生并正在蓬勃发展的一种高新科技,它的内容是在纳米尺寸范围内认识和改造自然,通过直接操纵和安排原子分子而创造新物质。纳米材料是纳米科技的基础,被誉为21世纪最有前途的材料。纳米材料一般是指尺寸在1nm到100nm之间的粒子,是处在原子簇和宏观物体交界的过渡区域。纳米材料分为两个层次,即纳米超微粒子与纳米固体材料,纳米超微粒子指的是粒子尺寸为1～100nm的超微粒子;纳米固体是指由纳米超微粒子制成的固体材料。由于纳米粒子本身的结构和特性决定了纳米固体材料的许多新特性。它所具有的体积效应、表面效应、量子尺寸效应和宏观量子隧道效应使得纳米材料在固体力学、电学、磁学、光学和化学活性等方面具有奇特的性能,因而在许多方面有着广阔的应用前景。 环境污染是全世界所关注的问题,能否有效地治理环境污染,对于保护环境、维持生态平衡、实现可持续发展具有重大意义。半导体纳米材料由于具有独特的光化学反应活性、双电层羟基配位吸附特性以及高比表面积,已引起了人们的广泛兴趣。近年来,具有半导体特性的金属氧化物纳米粒子,如纳米二氧化钛、纳米硫化镉等,在光降解处理环境污染物中得到了广泛的应用.但这类处理方法常需要光催化活性很高的纳米’TiO2和人工光源,光量子效率低;光催化剂不易固定;反应酸度较高,需在通入O2或N2的条件下进行且要求被处理体系具有良好的透光性,在实际应用中受到了限制。因此,如何利用纳米材料的独特性质,在较简单的工艺条件下,有效地处理环境污染物,一直是一个具有挑战性和开拓性的课题。 染料污染处理是目前国内外学者所面临的难点问题之一,染料污染主要有偶氮类染料污染、罗丹明染料污染等。近年来,纳米二氧化钛由于其独特的性质,在光催化降解处理染料污染中得到了广泛的应用,但研究对象多为偶氮类染料,对罗丹明染料的处理及光解机理研究,有关报道则较少。 环境分析是环境污染物治理的眼睛,有着举足轻重的作用,但在实际工作中,环境样品的成分经常非常复杂,由于基体干扰及分析方法灵敏度等原因,往往不能
二、负载罗丹明B的活性炭吸附富集—分光光度法测定水中的痕量钒（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、负载罗丹明B的活性炭吸附富集—分光光度法测定水中的痕量钒（论文提纲范文）
（1）Ce-Fe2O3-AC复合材料的制备及催化H2O2降解染料的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铁碳微电解技术在废水处理上的发展 |
| 1.1.1 铁碳微电解技术的发展 |
| 1.1.2 铁碳微电解的原理 |
| 1.1.3 铁碳微电解技术的应用及研究进展 |
| 1.1.4 制约铁碳微电解技术发展的主要问题与相应解决方法 |
| 1.2 稀土金属的特性及在环境领域的应用 |
| 1.2.1 稀土金属简介 |
| 1.2.2 稀土金属性质 |
| 1.2.3 稀土金属在环境领域的应用 |
| 1.3 Fenton法在废水处理中的应用 |
| 1.4 研究的目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的制备和染料的降解实验 |
| 2.2.1 材料的制备方法 |
| 2.2.2 染料降解实验 |
| 2.2.3 染料的测定 |
| 2.2.4 材料的重复性实验 |
| 2.2.5 材料降解染料的机理性实验 |
| 2.2.6 COD的测定 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 场发射扫描电镜(SEM) |
| 2.3.2 X射线光电子能谱仪(XPS) |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 Zeta电位 |
| 2.3.5 傅里叶变换红外光谱(FTIR) |
| 2.3.6 复合材料物理性能参数测定 |
| 第三章 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的制备 |
| 3.1 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的制备条件探究 |
| 3.1.1 Fe/AC配比对复合材料的影响 |
| 3.1.2 稀土铈在复合材料中的添加量的影响 |
| 3.1.3 制备液的pH对复合材料的影响 |
| 3.1.4 陈化时间对复合材料的影响 |
| 3.1.5 陈化温度对复合材料的影响 |
| 3.1.6 影响因素正交实验 |
| 3.2 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的表征 |
| 3.2.1 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的SEM、TEM表征 |
| 3.2.2 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的XPS分析 |
| 3.2.3 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的FTIR分析 |
| 3.2.4 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的物理参数 |
| 3.2.5 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的Zeta电位 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料对染料的降解研究 |
| 4.1 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料对染料的去除效果 |
| 4.1.1 Ce-Fe_2O_3-AC对阳离子蓝X-GRL的降解研究 |
| 4.1.2 溶解氧对Fe-AC、Ce-Fe_2O_3-AC微电解体系降解染料效果的影响 |
| 4.2 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料类Fenton体系对染料的降解效果 |
| 4.2.1 Ce-Fe_2O_3-AC类芬顿对染料的降解效果 |
| 4.2.2 H_2O_2投加量对阳离子蓝X-GRL降解的影响 |
| 4.2.3 染料初始浓度对阳离子蓝X-GRL降解效果的影响 |
| 4.2.4 溶液初始pH对阳离子蓝X-GRL降解效果的影响 |
| 4.3 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料降解染料的机理验证 |
| 4.4 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料的重复利用性探究 |
| 4.5 Ce-Fe_2O_3-AC复合材料降解染料废水的实用效果 |
| 4.5.1 模拟染料废水 |
| 4.5.2 Ce-Fe_2O_3-AC类芬顿体系对甲基橙和罗丹明B的降解 |
| 4.5.3 重复利用Ce-Fe_2O_(3-)AC降解甲基橙和罗丹明B |
| 4.5.4 材料的COD去除效率 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）大蒜皮基生物吸附材料的制备及其去除/分离有机污染物的行为及机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 水体有机污染物 |
| 2.1.1 水体有机污染物的来源和危害 |
| 2.1.2 典型水体有机污染物简介 |
| 2.1.3 水体有机污染物治理技术 |
| 2.2 农业副产物生物吸附材料 |
| 2.2.1 农业副产物生物吸附材料的来源及分类 |
| 2.2.2 农业副产物生物吸附材料的改性方法 |
| 2.2.3 农业副产物生物吸附材料的应用 |
| 2.2.4 大蒜皮生物吸附材料的研究进展 |
| 2.3 农业副产物吸附材料的吸附行为及机理研究 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 吸附等温线模型 |
| 2.3.3 吸附热力学参数 |
| 2.3.4 吸附机理研究 |
| 2.4 本论文的研究意义及研究内容 |
| 2.4.1 研究意义 |
| 2.4.2 研究内容 |
| 3 化学改性大蒜皮的制备及其对罗丹明B的吸附行为及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂及仪器 |
| 3.2.2 化学改性大蒜皮生物吸附材料的制备 |
| 3.2.3 静态吸附实验 |
| 3.2.4 解吸及重复使用性研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 化学改性大蒜皮生物吸附材料的表征 |
| 3.3.2 不同化学改性方法对吸附性能的影响 |
| 3.3.3 吸附动力学研究 |
| 3.3.4 吸附等温线研究 |
| 3.3.5 吸附热力学研究 |
| 3.3.6 溶液pH值对吸附性能的影响 |
| 3.3.7 解吸条件优化及重复使用实验 |
| 3.3.8 HNO_3-GP吸附RhB的机理分析 |
| 3.3.9 HNO_3-GP去除RhB的应用前景分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 硝酸改性大蒜皮对喹诺酮类抗生素的吸附及其在固相萃取中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂及仪器 |
| 4.2.2 未改性及硝酸改性大蒜皮生物吸附材料的制备 |
| 4.2.3 静态吸附实验 |
| 4.2.4 固相萃取实验 |
| 4.2.5 色谱条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 未改性及硝酸改性大蒜皮的表征 |
| 4.3.2 吸附动力学研究 |
| 4.3.3 吸附等温线研究 |
| 4.3.4 吸附热力学研究 |
| 4.3.5 固相萃取条件优化 |
| 4.3.6 方法评估 |
| 4.3.7 实际水样检测 |
| 4.4 本章小节 |
| 5 可再生铽、铕及铽/铕负载大蒜皮的制备及其对恩诺沙星的吸附行为及机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂及仪器 |
| 5.2.2 铽、铕及铽/铕负载大蒜皮的制备 |
| 5.2.3 静态吸附实验 |
| 5.2.4 解吸及重复使用性研究 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 铽、铕及铽/铕负载大蒜皮的表征 |
| 5.3.2 吸附动力学研究 |
| 5.3.3 吸附等温线研究 |
| 5.3.4 吸附热力学研究 |
| 5.3.5 溶液pH值对吸附性能的影响 |
| 5.3.6 解吸条件优化及重复使用实验 |
| 5.3.7 Tb/Eu@GP吸附ENR的机理研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 浓硫酸一步法合成大蒜皮生物炭及其对恩诺沙星的吸附行为及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂与仪器 |
| 6.2.2 浓硫酸一步法及高温热解法合成大蒜皮生物炭 |
| 6.2.3 正交实验设计及极差分析 |
| 6.2.4 静态吸附实验 |
| 6.2.5 量子化学计算 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 浓硫酸一步法制备大蒜皮生物炭的条件优化 |
| 6.3.2 炭化方法对大蒜皮生物炭理化性质的影响 |
| 6.3.3 炭化方法对大蒜皮生物炭吸附性能的影响 |
| 6.3.4 吸附动力学研究 |
| 6.3.5 吸附等温线研究 |
| 6.3.6 吸附热力学研究 |
| 6.3.7 CSGPB吸附ENR的界面相互作用机理研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论及展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（3）金属氢氧化物改性多壁碳纳米管的制备及吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属与有机染料对环境的污染 |
| 1.2.1 重金属污染 |
| 1.2.2 有机染料污染 |
| 1.3 碳纳米管的结构、合成及改性方法 |
| 1.3.1 碳纳米管的结构 |
| 1.3.2 碳纳米管的合成方法 |
| 1.3.3 碳纳米管的应用 |
| 1.4 课题的研究思路与研究内容 |
| 1.4.1 课题的研究思路 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 样品表征 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜 |
| 2.3.2 X射线衍射 |
| 2.3.3 热重量分析 |
| 2.3.4 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 2.3.5 X射线光电子能谱 |
| 2.3.6 比表面及孔径分析 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 Mg-Al-CNTs和Mg-Fe-CNTs的制备方法 |
| 2.3.2 Cr(Ⅵ)离子的浓度测定方法 |
| 2.3.3 吸附性能 |
| 2.3.4 循环吸附实验 |
| 2.4 分析模型 |
| 2.4.1 吸附等温模型 |
| 2.4.2 吸附动力学模型 |
| 第三章 Mg-Al-CNTs的表征和对Cr(Ⅵ)离子的吸附效果研究 |
| 3.1 Mg-Al-CNTs材料的表征 |
| 3.2 Mg-Al-CNTs对Cr(Ⅵ)离子的吸附效果 |
| 3.2.1 不同制备条件Mg-Al-CNTs对Cr(Ⅵ)离子的吸附效果 |
| 3.2.2 pH值对吸附的影响 |
| 3.2.3 共存离子对吸附的影响 |
| 3.2.4 吸附等温模型的研究 |
| 3.2.5 吸附动力学的研究 |
| 3.2.6 脱附过程的研究 |
| 3.2.7 Mg-Al-CNTs对Cr(Ⅵ)离子吸附机理的研究 |
| 3.2.8 不同吸附剂对Cr(Ⅵ)离子吸附效果的对比 |
| 3.3 本章小结 |
| 3.3.1 本课题结论 |
| 3.3.2 本课题的不足及对下一步工作的研究设想 |
| 第四章 Mg-Fe-CNTs的表征和对RhB的吸附效果研究 |
| 4.1 Mg-Fe-CNTs的表征 |
| 4.2 Mg-Fe-CNTs对RhB的吸附效果 |
| 4.2.1 不同制备条件Mg-Fe-CNTs对RhB的吸附效果 |
| 4.2.2 pH对吸附的影响 |
| 4.2.3 共存离子对吸附的影响 |
| 4.2.4 吸附等温模型的研究 |
| 4.2.5 吸附动力学的研究 |
| 4.2.6 脱附过程的研究 |
| 4.2.7 Mg-Fe-CNTs对罗丹明B的吸附机理研究 |
| 4.2.8 不同吸附剂对罗丹明B的吸附效果的对比 |
| 4.3 本章小结 |
| 4.3.1 本课题结论 |
| 4.3.2 本课题的不足及对下一步工作的研究设想 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）黑臭水体环境调查评估与水中污染物催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 黑臭水体现状及危害 |
| 1.1.1 黑臭水体分布 |
| 1.1.2 黑臭水体危害 |
| 1.1.3 黑臭水体调查 |
| 1.2 黑臭水体底泥治理技术 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.3 黑臭水体水质净化技术 |
| 1.4 海绵复合材料合成及催化 |
| 1.4.1 海绵的概述 |
| 1.4.2 海绵复合材料合成 |
| 1.4.3 海绵复合材料催化应用 |
| 1.5 本论文研究内容 |
| 第2章 某黑臭水体场地环境调查及风险评估 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与仪器 |
| 2.2.2 调查采样方法 |
| 2.2.3 样品采集方法 |
| 2.2.4 样品检测分析方法 |
| 2.2.5 底泥污染风险评估 |
| 2.2.6 底泥污染程度评估 |
| 2.2.7 水量及泥量初步核算 |
| 2.2.8 修复技术探究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 污染物检测数据分析 |
| 2.3.2 污染物分布及分析 |
| 2.3.3 污染风险评估结果 |
| 2.3.4 污染程度评估结果 |
| 2.3.5 水量和泥量核算结果 |
| 2.3.6 修复技术分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 天然海绵负载钯纳米颗粒制备及其催化降解水中污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 复合材料的制备方法 |
| 3.2.3 复合材料的表征分析 |
| 3.2.4 催化性能实验 |
| 3.2.5 重复性注入-挤出催化实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料形貌表征 |
| 3.3.2 催化性能评价 |
| 3.3.3 重复性注入-挤出催化实验评价 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（5）金属-有机框架材料对水中污染物吸附去除性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 注释表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 Pb~2+来源及其危害1 |
| 1.1.2 四环素的来源及其危害 |
| 1.1.3 有机染料Rh B的来源及其危害 |
| 1.2 水中污染物的去除方式 |
| 1.2.1 生物去除法 |
| 1.2.2 物理去除法 |
| 1.2.3 化学去除法 |
| 1.3 金属-有机骨架材料概述 |
| 1.3.1 金属有机-框架材料的分类 |
| 1.3.2 MOF在气相吸附领域的应用 |
| 1.3.3 MOF在液相吸附领域的应用 |
| 1.4 论文研究目的和主要研究内容 |
| 第二章 实验试剂、仪器及测试方法 |
| 2.1 实验试剂、实验仪器与检测仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 样品表征分析方法 |
| 2.2.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.2 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.3 红外光谱分析(FT-IR) |
| 2.2.4 N_2吸附-脱附等温分析 |
| 2.2.5 热重分析(TG) |
| 2.2.6 紫外-可见光分光光度法分析(UV-Vis) |
| 2.3 吸附实验分析方法 |
| 2.3.1 Pb~(2+)的检测方法 |
| 2.3.2 四环素和Rh B的检测方法 |
| 2.3.3 污染物去除率的计算方法 |
| 2.3.4 吸附剂对污染物吸附容量(Q_e)的计算方法 |
| 2.4 吸附模型 |
| 2.4.1 吸附动力学模型及吸附活化能 |
| 2.4.2 等温吸附模型、吸附热力学及其公式 |
| 第三章 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的制备及对Pb~(2+)吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的制备 |
| 3.2.2 Pb~(2+)溶液的配制和测定方法 |
| 3.2.3 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)对Pb~(2+)的吸附实验 |
| 3.3 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的测试表征 |
| 3.3.1 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的XRD图25 |
| 3.3.2 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的SEM图 |
| 3.3.3 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的FT-IR图 |
| 3.3.4 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的热重图 |
| 3.3.5 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)的 N_2吸/脱附曲线及孔径分布图 |
| 3.4 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)对Pb~(2+)吸附性能研究 |
| 3.4.1 pH值对吸附性能的影响 |
| 3.4.2 吸附剂投加量对吸附性能的影响 |
| 3.4.3 吸附时间对吸附性能的影响及吸附动力学研究 |
| 3.4.4 Pb~(2+)初始溶度对吸附性能的影响及等温吸附性能研究 |
| 3.5 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)吸附后测试表征 |
| 3.5.1 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)吸附Pb~(2+)后的SEM图 |
| 3.5.2 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)吸附Pb~(2+)前后的XRD图 |
| 3.5.3 MIL-125(Ti)和NH_2-MIL-125(Ti)吸附Pb~(2+)前后的FT-IR图 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 MIL-101(Fe)对Rh B吸附性能及类Fenton降解性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 MIL-101(Fe)的制备方法 |
| 4.2.2 MIL-101(Fe)对Rh B的吸附实验 |
| 4.2.3 MIL-101(Fe)活化过硫酸盐催化降解Rh B性能研究 |
| 4.3 MIL-101(Fe)的测试表征 |
| 4.3.1 FT-IR图 |
| 4.3.2 XRD图 |
| 4.3.3 SEM图 |
| 4.4 MIL-101(Fe)对RhB吸附性能研究 |
| 4.4.1 pH值对RhB吸附性能的影响 |
| 4.4.2 盐离子浓度对RhB吸附性能的研究 |
| 4.4.3 吸附剂浓度对RhB吸附性能的研究 |
| 4.4.4 吸附时间对吸附性能的影响及吸附动力学研究 |
| 4.4.5 吸附等温线和吸附热力学研究 |
| 4.5 MIL-101(Fe)活化PS催化降解RhB研究 |
| 4.5.1 不同温度下热活化PS对RhB降解性能的影响 |
| 4.5.2 PS的用量对Rh B降解性能的影响 |
| 4.5.3 溶液p H值对Rh B降解性能的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 ZIF-8 对四环素的吸附性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 ZIF-8 的制备 |
| 5.2.2 ZIF-8@ZIF-67 的制备 |
| 5.2.3 吸附实验 |
| 5.3 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 的测试表征 |
| 5.3.1 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67的SEM图 |
| 5.3.2 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67的XRD图 |
| 5.3.3 ZIF-8的FT-IR图 |
| 5.3.4 ZIF-8 的热重图 |
| 5.3.5 ZIF-8 N_2吸附/脱附图 |
| 5.4 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 吸附性能研究 |
| 5.4.1 pH值的影响 |
| 5.4.2 吸附剂ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 浓度对四环素吸附性能的影响 |
| 5.4.3 吸附时间对吸附性能的影响及吸附动力学 |
| 5.4.4 四环素初始浓度对ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 吸附性能影响 |
| 5.4.5 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 对四环素的吸附热力学分析 |
| 5.4.6 研究盐离子浓度对ZIF-8及ZIF-8@ZIF-67 对盐酸四环素的吸附性能影响 |
| 5.5 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 对四环素的吸附机理分析 |
| 5.5.1 ZIF-8和ZIF-8@ZIF-67 吸附四环素前后的FT-IR图 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间的研究成果及发表的学术论文 |
（6）高效铁钴基类芬顿体系的构筑及其在有机污染物降解中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 均相铁钴基类芬顿体系在有机污染物降解中的应用 |
| 1.2.1 基于羟基自由基的均相类芬顿体系 |
| 1.2.2 基于硫酸根自由基的均相类芬顿体系 |
| 1.3 多相铁钴基类芬顿体系在有机污染物降解中的应用 |
| 1.3.1 金属氧化物 |
| 1.3.2 铁钴双金属催化剂 |
| 1.3.3 金属有机框架化合物 |
| 1.3.4 负载型催化剂 |
| 1.4 本文研究思路及主要内容 |
| 参考文献 |
| 2 亚硫酸氢盐增强Fe~(3+)-H_2O_2芬顿过程氧化降解双酚A |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 降解实验 |
| 2.2.4 淬灭实验 |
| 2.2.5 除氧实验 |
| 2.2.6 相关分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 HSO_3~-增强Fe~(3+)-H_2O_2体系中BPA的降解 |
| 2.3.2 HSO_3~-浓度对BPA降解的影响 |
| 2.3.3 H_2O_2浓度及Fe~(3+)浓度对BPA降解的影响 |
| 2.3.4 反应温度对BPA降解的影响 |
| 2.3.5 溶液pH对 BPA降解的影响 |
| 2.3.6 活性物种的鉴定 |
| 2.3.7 BPA的矿化 |
| 2.3.8 BPA的降解途径 |
| 2.3.9 HSO_3~-的增强机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 3 小分子有机酸增强Co~(2+)活化过一硫酸盐氧化降解有机污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.2.3 降解实验 |
| 3.2.4 淬灭实验 |
| 3.2.5 相关分析方法 |
| 3.2.6 密度泛函理论计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Ac~-对低浓度Co~(2+)活化PMS降解DCF的影响 |
| 3.3.2 Co~(2+)浓度及Ac~-浓度的影响 |
| 3.3.3 Ac~-对Co~(2+)催化性能的影响 |
| 3.3.4 溶液pH对 DCF降解的影响 |
| 3.3.5 增强体系的普适性 |
| 3.3.6 活性物种的鉴定 |
| 3.3.7 小分子酸的增强机理 |
| 3.3.8 Co~(2+)-Ac~--PMS体系中MB褪色光度法测定水中痕量Co~(2+) |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 4 限域型钴基催化剂活化过一硫酸盐降解有机污染物 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 主要仪器 |
| 4.2.3 Co/N-CNTs的制备 |
| 4.2.4 Co/N-CNTs的表征 |
| 4.2.5 吸附及降解实验 |
| 4.2.6 淬灭实验 |
| 4.2.7 相关分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 样品的表征 |
| 4.3.2 吸附性能 |
| 4.3.3 Co/N-CNTs催化活化PMS的性能 |
| 4.3.4 Co/N-CNTs用量和PMS浓度对RhB降解的影响 |
| 4.3.5 催化热力学 |
| 4.3.6 Co/N-CNTs的应用性能 |
| 4.3.7 降解过程中Co~(2+)的溶出 |
| 4.3.8 Co/N-CNTs的循环性能 |
| 4.3.9 活性物种的鉴定 |
| 4.3.10 吸附-催化机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 5 Fe_3O_4@ZIF-67 复合材料催化活化过一硫酸盐降解四溴双酚A |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 主要仪器 |
| 5.2.3 Fe_3O_4@ZIF-67的制备 |
| 5.2.4 Fe_3O_4@ZIF-67的表征 |
| 5.2.5 降解实验 |
| 5.2.6 淬灭实验 |
| 5.2.7 相关分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 样品的表征 |
| 5.3.2 Fe_3O_4@ZIF-67催化活化PMS降解TBBPA |
| 5.3.3 Fe_3O_4@ZIF-67中ZIF-67含量的影响 |
| 5.3.4 Fe_3O_4@ZIF-67的循环性能 |
| 5.3.5 Fe_3O_4@ZIF-67的磁回收性能 |
| 5.3.6 活性物种的鉴定 |
| 5.3.7 XPS分析 |
| 5.3.8 Fe_3O_4@ZIF-67的协同催化机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 6 全文总结 |
| 6.1 本文的主要研究结果 |
| 6.2 本文的创新之处 |
| 6.3 课题展望 |
| 致谢 |
| 附录1 攻读博士学位期间发表和待发表的学术论文 |
| 附录2 主要缩写词表(按字母顺序) |
（7）基于金属有机框架复合材料的制备及在废水处理应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 第2章 制备一种生长在羧基化滤纸上的MOFs材料用于吸附染料和选择性吸附重金属离子 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂以及仪器 |
| 2.1.2 材料的制备 |
| 2.1.3 材料的表征 |
| 2.1.4 染料和重金属离子的去除实验 |
| 2.1.5 实际样品的分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 材料的表征 |
| 2.2.2 MOFs/CMFP材料对染料的去除 |
| 2.2.3 MOFs/CMFP 材料对重金属离子的去除效果 |
| 2.2.4 实际样品的分析 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 碳量子点掺杂的MOFs复合材料用于选择性检测重金属离子Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ) |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂以及仪器 |
| 3.1.2 材料的制备 |
| 3.1.3 MOF和 CQDs/MOF的荧光性能探究 |
| 3.1.4 CQDs/MOF复合材料对重金属离子的传感实验 |
| 3.1.5 CQDs/MOF复合材料对Fe~(3+)和 Cu~(2+)的选择性传感探究 |
| 3.1.6 实际样品分析实验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 材料的表征 |
| 3.2.2 材料的荧光性质 |
| 3.2.3 CQDs/MOF材料对金属离子的选择性传感 |
| 3.2.4 共存离子的干扰探究 |
| 3.2.5 实际样品分析 |
| 3.2.6 CQDs/MOF材料的细胞毒性检测 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 Fe_3O_4/MOF/L-cysteine用于Cd(Ⅱ)的去除、磁性固相萃取和荧光传感检测研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂及仪器 |
| 4.1.2 材料的制备 |
| 4.1.3 材料的表征 |
| 4.1.4 吸附实验 |
| 4.1.5 最大吸附量的测试 |
| 4.1.6 磁固相萃取实验 |
| 4.1.7 荧光传感检测实验 |
| 4.1.8 实际样品分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 材料的表征 |
| 4.2.2 吸附性能 |
| 4.2.3 不同吸附剂的吸附性能比较 |
| 4.2.4 不同Cd(Ⅱ)的浓度对Fe_3O_4/MOF/L-Cysteine吸附效率的影响 |
| 4.2.5 吸附模型研究 |
| 4.2.6 Fe_3O_4/MOF/L-Cysteine的循环利用研究 |
| 4.2.7 磁固相萃取条件优化 |
| 4.2.8 实际样品的分析 |
| 4.2.9 荧光传感实验 |
| 4.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录:攻读硕士学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
（8）碳基复合材料和功能化纳米金颗粒在重金属吸附和检测中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体中重金属污染 |
| 1.1.1 概述 |
| 1.1.2 重金属污染的来源及危害 |
| 1.2 重金属污染治理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 离子交换法 |
| 1.2.3 膜过滤法 |
| 1.2.4 絮凝沉淀法 |
| 1.2.5 电化学法 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 重金属检测方法 |
| 1.3.1 原子光谱法 |
| 1.3.2 分子光谱法 |
| 1.3.3 质谱法 |
| 1.3.4 电化学法 |
| 1.4 纳米材料在重金属处理和检测中研究现状 |
| 1.4.1 纳米材料在重金属处理中的应用 |
| 1.4.2 纳米材料在重金属检测中的应用 |
| 1.5 选题思路和研究内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 新型三维磁性碳骨架去除水溶液中重金属Pb(II)的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 材料与试剂 |
| 2.2.3 三维磁性碳骨架的制备 |
| 2.2.4 吸附研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 三维磁性碳骨架的制备与表征 |
| 2.3.2 吸附等温线 |
| 2.3.3 吸附动力学 |
| 2.3.4 pH和共存离子对吸附的影响 |
| 2.3.5 磁性能和可回收再利用 |
| 2.3.6 吸附机理 |
| 2.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 二维多孔Fe_2O_3/g-C_3N_4/石墨烯复合材料吸附和降低Cr毒性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 材料与试剂 |
| 3.2.3 氧化石墨烯(GO)的制备 |
| 3.2.4 Fe_2O_3/g-C_3N_4/石墨烯复合物的制备 |
| 3.2.5 Cr(Ⅵ)吸附 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 FeCNG表征 |
| 3.3.2 pH对吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.3 吸附等温线 |
| 3.3.4 吸附动力学 |
| 3.3.5 吸附机理的研究 |
| 3.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 二硫化钼/石墨烯水凝胶的制备及其对水中Hg(Ⅱ)吸附研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 材料与试剂 |
| 4.2.3 氧化石墨烯的制备 |
| 4.2.4 二硫化钼的制备 |
| 4.2.5 三维二硫化钼/石墨烯水凝胶的制备 |
| 4.2.6 Hg(Ⅱ)吸附研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 三维二硫化钼/石墨烯水凝胶的表征 |
| 4.3.2 三维二硫化钼/石墨烯水凝胶用于重金属吸附 |
| 4.3.3 吸附重金属机理 |
| 4.3.4 三维二硫化钼/石墨烯水凝胶的应用和可回收性实验 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 基于催化亚甲基蓝变色原理构建比色法检测Cr(Ⅵ) |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 材料与试剂 |
| 5.2.3 传感器的制备 |
| 5.2.4 Cr(Ⅵ)的检测和去除 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 化学传感器的设计 |
| 5.3.2 优化实验参数 |
| 5.3.3 化学传感器定量检测Cr(Ⅵ)的分析性能 |
| 5.3.4 化学传感器检测Cr(Ⅵ)机理 |
| 5.3.5 基于纸传感器的检测和去除 |
| 5.3.6 应用于实际样品检测 |
| 5.3.7 传感器的循环利用和后处理 |
| 5.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 总结与展望 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文目录 |
（9）痕量钒的分析进展（论文提纲范文）
| 1 光度法 |
| 1.1 常规吸光光度法 |
| 1.2 催化光度法 |
| 1.2.1 催化褪色光度法 |
| 1.2.2 催化显色光度法 |
| 1.2.3 萃取催化动力学光度法 |
| 1.2.4 流动注射催化光度法 |
| 1.3 活性炭富集分光光度法 |
| 1.4 导数光度法 |
| 2 原子吸收法 |
| 2.1 石墨炉原子吸收法 |
| 2.2 火焰原子吸收法 |
| 3 荧光法 |
| 4 示波极谱法 |
| 5 其它方法 |
| 5.1 催化离子选择电极法 |
| 5.2 流动注射化学发光抑制法 |
| 5.3 原子发射光谱法 |
| 6 结语 |
（10）金属氧化物纳米材料在污染物处理及环境分析中的应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一部分 金属氧化物纳米材料的性质及制备 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 半导体纳米粒子的光催化反应及其在环境污染处理中的应用 |
| 1.1.1 光催化反应 |
| 1.1.2 光催化反应在处理环境污染物中的应用 |
| 1.1.3 存在的问题及展望 |
| 1.2 半导体纳米粒子的吸附性能及其在污染处理中的应用 |
| 1.2.1 吸附性能 |
| 1.2.2 分析化学中常用的无机吸附材料 |
| 1.2.3 吸附材料在形态分析中的应用 |
| 1.2.4 纳米材料在分离富集中的应用 |
| 1.3 论文基本思想 |
| 参考文献 |
| 第二章 纳米级金属氧化物的合成及其性质比较 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂和标准溶液 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 溶胶—凝胶法合成纳米级金属氧化物 |
| 2.2.4 纳米级氧化锌对甲基橙的光解实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 pH值的影响 |
| 2.3.2 硝酸铁初始浓度的影响 |
| 2.3.3 CTA初始浓度的影响 |
| 2.3.4 灼烧温度 |
| 2.3.5 灼烧时间 |
| 2.3.6 三种纳米材料合成参数的比较 |
| 2.3.7 三种纳米材料稳定性的比较 |
| 2.3.8 三种纳米材料光催化活性的比较 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第二部分 金属氧化物纳米材料在污染物处理中的应用 |
| 第一章 动态分子光谱研究纳米ZnO对罗丹明类染料的光降解机理 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 实验部分 |
| 1.2.1 试剂和标准溶液 |
| 1.2.2 主要仪器 |
| 1.2.3 纳米ZnO的合成及表征 |
| 1.2.4 纳米ZnO／Ag的合成 |
| 1.2.5 光降解实验 |
| 1.3 结果与讨论 |
| 1.3.1 罗丹明染料的光解动力学 |
| 1.3.2 纳米ZnO的表面修饰 |
| 1.3.3 实验参数对罗丹明染料光解的影响 |
| 1.3.4 纳米ZnO罗丹明染料的吸附 |
| 1.3.5 纳米ZnO的使用寿命 |
| 1.3.6 光解机理 |
| 1.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第二章 纳米级二氧化锆对染料污染物的吸附脱色作用 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂和仪器 |
| 2.2.2 溶胶—凝胶法合成纳米ZrO_2微粉 |
| 2.2.3 三种染料溶液的最大吸收波长的确定 |
| 2.2.4 纳米ZrO_2对染料的吸附 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 染料的初始浓度对吸附率的影响 |
| 2.3.2 pH对吸附率的影响 |
| 2.3.3 纳米ZrO_2的用量与吸附率的关系 |
| 2.3.4 吸附时间的影响 |
| 2.3.5 吸附速率方程 |
| 2.3.6 洗脱剂的选择 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 纳米ZrO_2和Fe_2O_3在处理含铬(Ⅵ)废水中的应用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器和试剂 |
| 3.2.2 两种纳米对Cr(Ⅵ)的吸附 |
| 3.2.3 环境水样中Cr(Ⅵ)的吸附处理实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附酸度 |
| 3.3.2 两种纳米材料的用量 |
| 3.3.3 吸附时间的选择 |
| 3.3.4 两种纳米材料对环境水样中Cr(Ⅵ)的吸附效率 |
| 3.3.5 洗脱条件 |
| 3.3.6 回收纳米金属氧化物对Cr(Ⅵ)的吸附效率 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第三部分 金属氧化物纳米材料的吸附性质及其在环境分析中的应用 |
| 第一章 纳米二氧化锆对金属离子吸附行为的研究 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 实验部分 |
| 1.2.1 试剂和标准溶液 |
| 1.2.2 主要仪器 |
| 1.2.3 实验方法 |
| 1.3 结果与讨论 |
| 1.3.1 pH对吸附率的影响 |
| 1.3.2 吸附时间的影响 |
| 1.3.3 洗脱剂的选择 |
| 1.3.4 吸附机理初探 |
| 1.3.5 富集倍数 |
| 1.3.6 静态吸附容量 |
| 参考文献 |
| 第二章 纳米二氧化锆对As(Ⅲ)、As(Ⅴ)的吸附性质及其对砷的形态分析 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与标准溶液 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 纳米ZrO_2对As(Ⅲ)、As(Ⅴ)的吸附 |
| 2.2.4 洗脱实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 pH值对吸附率的影响 |
| 2.3.2 吸附时间对吸附率的影响 |
| 2.3.3 洗脱条件 |
| 2.3.4 吸附容量与富集倍数 |
| 2.3.5 回收纳米级二氧化锆的吸附效率 |
| 2.3.6 共存离子的影响 |
| 2.3.7 分析应用 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 纳米二氧化锆固相萃取测定痕量钒(Ⅴ) |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂和标准溶液 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.2.3 纳米ZrO_2对钒(Ⅴ)的吸附 |
| 3.2.4 洗脱实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附酸度 |
| 3.3.2 纳米ZrO_2的用量 |
| 3.3.3 吸附时间 |
| 3.3.4 洗脱条件 |
| 3.3.5 吸附容量与富集倍数 |
| 3.3.6 回收纳米ZrO_2的吸附效率 |
| 3.3.7 共存离子的影响 |
| 3.3.8 分析应用 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 后记 |
四、负载罗丹明B的活性炭吸附富集—分光光度法测定水中的痕量钒（论文参考文献）
- [1]Ce-Fe2O3-AC复合材料的制备及催化H2O2降解染料的应用研究[D]. 汤登科. 东华大学, 2021(01)
- [2]大蒜皮基生物吸附材料的制备及其去除/分离有机污染物的行为及机理研究[D]. 赵妍珺. 北京科技大学, 2021(08)
- [3]金属氢氧化物改性多壁碳纳米管的制备及吸附性能研究[D]. 张郅琨. 兰州理工大学, 2021(01)
- [4]黑臭水体环境调查评估与水中污染物催化降解研究[D]. 张泽. 天津大学, 2020(02)
- [5]金属-有机框架材料对水中污染物吸附去除性能研究[D]. 肖俊. 南京航空航天大学, 2020(07)
- [6]高效铁钴基类芬顿体系的构筑及其在有机污染物降解中的应用[D]. 陈满堂. 华中科技大学, 2019(01)
- [7]基于金属有机框架复合材料的制备及在废水处理应用研究[D]. 樊露. 湖北大学, 2019(05)
- [8]碳基复合材料和功能化纳米金颗粒在重金属吸附和检测中的应用研究[D]. 庄雨婷. 东北大学, 2019(01)
- [9]痕量钒的分析进展[J]. 关翠林,张金娥. 化学分析计量, 2006(02)
- [10]金属氧化物纳米材料在污染物处理及环境分析中的应用研究[D]. 喻德忠. 武汉大学, 2004(11)