一、水葫芦对五种重金属离子的去除速率与富集机制研究（论文文献综述）
孙晨[1]（2021）在《改性生物炭对于水中重金属与有机污染物去除的性能与机理》文中指出生物质废弃物来源广,成本低,环保可再生。由生物质炭化制备的生物炭材料在水中污染物控制过程中表现出极大潜力。然而由于原生生物炭孔隙结构不够发达,表面官能团分布不够合理,灰分组成不够功能化,致使它们对污染物的吸附,催化,电催化转化过程中的性能不佳,因此生物炭改性成为提升生物炭性能的关键。本文通过调控孔隙结构,表面官能团及灰分组成,实现了生物炭材料的改性,提升了它们在重金属吸附,过硫酸盐活化及电催化氧还原制备过氧化氢过程中的性能。探明了改性方法对于生物炭性质的影响规律,揭示了生物炭材料性能提升机理,解析了改性生物炭对不同类别污染物或氧化剂的吸附,催化机理,并初步明确了改性生物炭实际应用过程中可能的影响因素,为生物炭基水处理技术应用提供了基础和技术支持。主要研究内容如下:本文首先通过KMn O4对磁性生物炭进行改性,成功在磁性生物炭表面负载了Mn Ox颗粒,同时提升表面羟基、羧基等含氧官能团,提升了其对水溶液的浸润性,提升了磁力稳定性。改性磁性生物炭在水溶液中对重金属Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的吸附量提升至0.72 mmol/g,约为未改性的7倍。KMn O4改性主要增大了磁性生物炭的吸附量,并没有提升吸附速率。重金属吸附量提升的主要源自KMn O4改性后负载于磁性生物炭表面的Mn Ox颗粒,同时表面含氧官能团的增多同样增强了对重金属离子的络合吸附。改性磁性生物炭在p H值小于3.5条件下吸附量显着降低,p H对Pb（Ⅱ）的吸附过程影响更大,离子强度和有机质浓度对于改性磁性生物炭的吸附表现影响不大,改性磁性生物炭对于Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的吸附性能在四个循环后大概可以分别保持50%和87%以上。通过高温CO2改性,丰富了生物炭微孔结构,提升了石墨化度,从而提升了生物炭活化过硫酸盐的性能,并应用于废水中酚类污染物的吸附降解。CO2高温改性将生物炭比表面积上升到2185 m2/g,孔结构主要以微孔为主,使生物炭材料表面含氧量下降9.6%,同时优化表面含氧官能团C=O/C?O的比例从0.13升至0.56,表面羰基氧的比例增加。950°C改性的生物炭吸附和催化降解反应性能最佳,氧化能力达到0.5 mol/mol oxidant/h/g,远优于大部分生物炭基材料,媲美纳米碳材料。通过自由基猝灭,自由基捕获,电化学表征,模化物降解等方法确定了以单线态氧和电子传输介导氧化的AC950活化PS的活化机理。发现了溶液中HCO3-和HPO42-对AC950/PS体系降解特性的削弱作用。AC950对于氯酚类物降解反应速率顺序为CP>DCP>TCP≈苯酚,位于酚羟基对位的氯取代基容易被降解生成半醌类物质,通过700°C热解再生后的生物炭可以恢复原有94%的催化活性。通过碳化过程中加入Zn Cl2,提升了生物炭介孔比例,增加了羰基氧官能团的含量,提升了低温碳化所得生物炭活化过硫酸盐性能,并将生物炭-过硫酸盐体系应用于废水中抗生素类（SMX）的处理。通过控制氯化锌掺杂比例,实现了梯度介孔含量的多孔生物炭制备。本文发现氯化锌掺杂量增加会明显提升所得生物炭的缺陷度,减小表面含氧量,促使O-C=O羧基官能团向C=O羰基官能团演变,同时提升表面Zeta电位,减少表面持久性自由基含量。当氯化锌掺杂量为3（Zn BC-3）时,所得生物炭对于污染物SMX的吸附和催化降解性能最佳,这主要是由于Zn BC-3具备最高含量的活性位点羰基氧C=O,四种生物炭羰基氧含量与SMX降解反应速率的线性相关度达到0.992。生物炭的介孔孔容,Zeta电位,与缺陷度都和过硫酸盐吸附具备很高的正向相关性,通过自由基猝灭,自由基捕获,溶剂交换,电化学表征等方法证实了单线态氧的非自由基路径是Zn BC-3/PS体系降解SMX的主要机理,SMX分子中的氨基-NH2为主要的反应位点。通过海藻酸盐水凝胶法实现了低流阻固定床流动式污染物去除体系的构建,该装置8小时内对污染物的去除效率超过86%。通过优化热解碳化温度,实现了生物炭表面氧形态分布和表面缺陷度的调控,从而获得了最佳电催化氧还原制备过氧化氢性能,并构建了生物炭电芬顿系统,实现了对水中酚类,抗生素,染料三种污染物的高效降解。加入氯化锌使得所得生物炭呈现微孔与介孔共存形态的多级孔生物炭,比表面积高达2000 m2/g,随着碳化温度的提升,多孔生物炭表面的含氧量没有明显变化,而表面氧的存在形态则出现明显的单键氧（C-O）向双键氧（C=O）的转化;同时多孔生物炭的缺陷度上升,高度石墨化的碳结构含量上升。通过线性相关性分析,可以得知多孔生物炭电催化氧还原反应中对于过氧化氢的选择性主要受到炭表面氧的存在形态（C-O/C=O）控制（R2=0.916）,而多孔生物炭的电化学氧还原能力主要受到碳材料缺陷度（AD/AG）和高度石墨化碳含量(AD/A（G1+V+V1）)控制。综合活性与选择性,Zn BC-550具备最佳的电化学氧还原合成过氧化氢的性能,p H=1条件下工作电位为-0.25V vs RHE时合成能力为796.1 mg/g/h,优于大多数无定形碳材料,其电化学性能在8h内保持稳定,构建的电芬顿系统降解性能在10次循环下效率保持在81%以上。
孙翔[2]（2020）在《六种水生植物对水体重金属的净化能力研究》文中指出随着经济和工业的不断发展,水体重金属污染问题愈演愈烈。水生植物修复重金属污染水体技术以其经济、高效、环保等优势而备受关注。本文为了探究常见水生植物对水体中重金属的净化效果。选择水芙蓉（Pistiastratiotes）、凤眼莲（Eichhornia crassipes）、美人蕉（Canna indica）、黄菖蒲（Irispseudacorus）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）和穗花狐尾藻（Mriophyllatum spicum）等6种水生植物,通过水培试验,测定6种水生植物及其组合对水体中的Hg、Co、Cu、Mn的去除率、转移富集系数及生理指标,挑选出最优水生植物及组合,并建立模拟单位量水生植物对重金属的吸收模型,主要研究成果如下:（1）经过70d的水生植物净化试验,不同的单一水生植物对4种重金属表现出不同的去除能力,随着时间的推移,去除率不断提高。穗花狐尾藻对Hg的去除效果最好,去除率达到94.77%;凤眼莲对于Co的去除效果最好,去除率达到94.86%;凤眼莲对于Cu的去除效果最好,不同浓度下去除率均能达到100%,穗花狐尾藻、水芙蓉、凤眼莲、黄菖蒲、美人蕉也具有良好的去除的效果;凤眼莲对于Mn的去除效果最好,去除率达到99.53%。（2）水生植物组合组中,B5对于Hg的去除效果最好,去除率达到93.56%;B4对于Co的去除效果最好,去除率达到94.59%,各种水生植物组合都具有良好的去除效果;B4对于Cu的去除效果最好,去除率达到100%,各种水生植物组合都具有极强的去除效果;B4对于Mn的去除效果最好,去除率达到99.47%,各种水生植物组合都具有良好的去除效果。（3）重金属水体浓度对水生植物的净化能力有一定的影响,在Co、Cu、Mn的低浓度下,组合水生植物净化能力最好,且显着差异于中、高浓度;在Co、Mn的低浓度下,单一水生植物净化能力最好,且显着差异于中、高浓度。（4）6种水生植物对不同重金属表现出不同的富集能力。沉水植物金鱼藻对这四种重金属的富集能力均最强,对Hg、Co、Cu、Mn的综合富集系数分别为 436.42,1178.05,1527.51,1814.65。（5）6种水生植物对不同重金属表现出不同的转移能力。4种挺水、浮水植物对Hg的转移能力都较弱,大部分都小于1;凤眼莲对Co转移能力最强,其次是水芙蓉,黄菖蒲的转移能力最差,不能将Co转移到地上;4种挺水、浮水植物对Cu的转移能力都较弱;水芙蓉对Mn转移能力最强,其次是美人蕉,凤眼莲的转移能力相比之下最差。（6）随着重金属浓度的升高,水生植物体内的K、P含量均呈现不断下降的趋势,同时水生植物体内重金属与体内营养元素K、P之间均呈现负相关;随着重金属浓度的升高,各组水生植物的生物量增长不断减小。重金属对水生植物的生长具有胁迫作用。
周经红[3]（2020）在《水葫芦生物炭吸附水体重金属性能优化及影响因素研究》文中认为本文以水葫芦生物质作为原料制备生物炭,并对其进行相关理化性质表征。以重金属作为目标污染物,在水葫芦生物炭吸附重金属的单因素实验基础上,采用响应曲面法建模并优化生物炭对重金属的吸附条件。通过等温吸附和动力学吸附试验,结合表征手段初步分析其吸附性能和吸附机制,主要研究结果如下:（1）水葫芦生物炭的制备和表征。从扫描电镜图（SEM）中观察到生物炭表面存在一定的孔隙结构。比表面积（BET）测试结果表明四种生物炭（适合吸附Pb（Ⅱ）的BC-1、吸附Cu（Ⅱ）的BC-2、吸附Cd（Ⅱ）的BC-3、吸附Zn（Ⅱ）的BC-4）的比表面积分别为337.167、4.299、4.436、8.065 m2/g,孔容为 0.219、0.005、0.009、0.009 cm3/g,平均孔径为 3.009、21.686、48.637、8.357nm。红外光谱（FTIR）表征结果表明炭粒表面含有C=C、C=O、C-O和-COOH等丰富的官能团。X射线衍射（XRD）表明炭粒还含有K和Ca等多种晶体矿物质。Zeta电位测试结果表明零点电位pH值为2～3之间。（2）水葫芦生物炭的吸附剂投加量（X1）、吸附时间（X2）和溶液pH值（X3）对重金属吸附的优化研究。通过单因素试验分析得到响应曲面设计方案的中心点以及高低水平点,通过对BC-1和BC-2构建中心组合实验设计（CCD）试验设计方案,依次开展重金属吸附实验,并采用响应曲面法建模。结果表明BC-1吸附Pb（Ⅱ）时X1对Pb（Ⅱ）的去除率影响极为显着,而X2的影响不显着,最佳吸附条件为X1=0.27 g/L,X2=201 min;BC-2 吸附 Cu（Ⅱ）时 X1和 X2 对 Cu（Ⅱ）的去除率影响都极为显着,但是X2对Cu（Ⅱ）的去除率影响更大,BC-2吸附Cu（Ⅱ）的最佳吸附条件为X1=2.26 g/L,X2=210 min。通过对BC-3和BC-4构建Box-Behnken试验设计（BBD）方案,开展重金属吸附实验和响应曲面法建模,结果表明BC-3吸附Cd（Ⅱ）时X1和X3对Cd（Ⅱ）的去除率影响都极为显着,而X2的影响并不显着,影响效果X1>X3>X2。当X1=3.0 g/L,X2=171 min,X3=7时吸附去除效果最佳;BC-4吸附Zn（Ⅱ）时X1和X3对Zn（Ⅱ）的去除率影响都极为显着,而X2的影响并不显着,影响效果X1>X3>X2。当X1=3.0 g/L,X2=163min,X3=7时对Zn（Ⅱ）的效果最佳。（3）在上述优化吸附条件下,BC-1、BC-2、BC-3和BC-4拟合Langmuir 模型的R2 分别为 0.966、0.994、0.924 和 0.994,拟合 Freundlich模型的R2分别为0.975、0.986、0.995和0.988,其相关系数度均大于0.9,因此吸附过程需要综合考虑单分子层吸附和多分子层吸附。但是BC-1和BC-3的Freundlich模型的R2更高,表明BC-1吸附Pb（Ⅱ）和BC-3吸附Cd（Ⅱ）主要为多分子层吸附,而BC-2和BC-4的Langmuir模型的R2更高,表明BC-2吸附Cu（Ⅱ）和BC-4吸附Zn（Ⅱ）是以单分子层吸附为主。其最大理论吸附容量Qm分别为175.099、274.495 mg/g、763.706 mg/g 和 199.128 mg/g。Freundlich 模型拟合参数n均大于 1,表明吸附过程都是易于进行的。四种生物炭的吸附动力学拟合相关系数中准二级动力学方程均比准一级动力学方程高,且都大于0.9。表明了生物炭在吸附过程中主要为化学吸附,然而化学吸附一般多为单分子层吸附,结合表征结果表明BC-2吸附Cu（Ⅱ）和BC-4吸附Zn（Ⅱ）的吸附过程的主要机理为化学吸附中沉淀作用、络合作用和离子交换作用,而BC-1吸附Pb（Ⅱ）和BC-3吸附Cd（Ⅱ）的吸附过程中既有化学吸附也有物理吸附,其吸附机理推测为沉淀作用、络合作用、离子交换、静电吸附和物理吸附。
高鹏[4]（2020）在《AM强化型立体生态浮床处理含盐废水研究》文中进行了进一步梳理含盐废水由于来源广泛、环境危害性大,其处理日益受到关注。目前,对高浓度、大流量含盐废水已有比较成熟的处理方法,但对低浓度（TDS<10000mg/L）、小流量含盐废水处理还缺乏有效的手段。生态浮床作为一种新兴的水体修复技术可能在含盐废水处理中发挥重要作用,但基于植物吸收为核心的生态浮床技术存在除盐效率低、植物耐盐胁迫能力差等问题。因此,本论文利用AM真菌提高生态浮床植物的抗盐胁迫能力和处理效率,并将平面生态浮床立体化实现生态浮床在有限空间、室内外、寒冷地区的利用,通过分析相关影响因素,为生态浮床在含盐废水处理中的应用提供参考。主要研究成果如下:（1）盐胁迫下浮床植物筛选实验表明:五种接种AM真菌的湿生植物接收不同浓度（0g/L、3g/L、6 g/L）NaCl溶液胁迫处理后,美人蕉、旱伞草、再力花的生物量增长率、SOD酶活性、可溶性蛋白以及地上K+/Na+比较高,表明这三种湿生植物耐盐胁迫的能力较强;而空心菜和香蒲的地上Na+离子含量较高,表明其富集Na+离子的能力较强。结合五种湿生植物的生长特性选择了美人蕉、旱伞草、空心菜作为本实验的浮床植物。（2）盐胁迫下菌根化植物-非菌根植物接触侵染实验表明:在不同浓度（0 g/L、3 g/L、6g/L）NaCl溶液中,菌根化美人蕉可以通过根系接触在水体中侵染其他植物（美人蕉、旱伞草、空心菜）。菌根化美人蕉侵染率为52.67%,被侵染的美人蕉、旱伞草、空心菜侵染率在6 g/L下分别为31.33%、20.67%、12%。这证明在盐胁迫下,生态浮床植物新生长出的根系可被老根系的AM结构侵染,可保持生态浮床植物AM共生结构的水平。（3）AM强化型立体生态浮床除盐效果影响因素研究实验表明:①提高水体流速可以提高脱盐效率,流速在80 ml/min下对TDS和Na+的去除率要高于40 ml/min;②提高废水TN浓度（10mg/L、40 mg/L）不能显着提升生态浮床的脱盐能力,在TDS和Na+的去除上没有明显差异,40 mg/L TN下反而降低了对TP的去除率;③适当增加水体P含量可以提高除盐效率,8 mg/LTP时对TDS和Na+的去除率要高于2 mg/LTP。（4）AM强化型立体生态浮床植物生理生化空间性差异研究表明:立体浮床上层植物的净光合速率（Pn）、气孔导度（Gs）、蒸腾速率（Tr）、胞间C02浓度（Ci）、光化学淬灭（qP）、电子传递速率（ETR）要高于下层植物,但在有效量子产率（Fv’/Fm’）和非光化学淬灭（qN）上下层植物没有产生差异;上下层植物体内K+、Na+、Ca2+、Mg2+含量没有出现明显差异。立体浮床朝阳侧叶片上述指标稍好于朝阴侧植物叶片,但差异不显着（P>0.05）。这表明,立体生态浮床植物可能会受光照差异的影响,应用时应充分考虑。（5）AM强化型立体浮床处理模拟含盐废水研究表明:AM强化型立体浮床可以对含盐废水起到良好的净化效果,对TDS、COD的去除率达到了 36.02%、72.1%;在两个阶段对TN的去除率分别为64.6%和54.2%;对TP的去除率则为67.0%和51.1%,与平面浮床相比并未产生明显的差距。
董沁[5]（2020）在《高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究》文中提出重金属污染严重威胁生态环境及人类健康,已成为全球关注的问题,其中,以镉（Cd）污染最为严重。我国镉污染土壤不仅面积大,且污染程度严重,直接威胁到农产品的安全。植物修复是经济、高效的重金属污染土壤修复技术。高羊茅（Festuca arundinacea）对重金属Cd具有较强的耐受性,在植物修复中具有较好的应用前景。本研究发现了高羊茅叶片具有外泌Cd的功能,可使植株避免体内积累过高浓度的Cd而受到毒害作用,进而系统的研究了高羊茅叶片外泌重金属Cd的途径和生理特性;分析了不同植物生长调节剂和矿质元素Zn对高羊茅转运和外泌Cd的调控作用及其机理;并且利用RNA-Seq对高羊茅在Cd胁迫下的转录调控机制进行研究,全面、系统地阐述了高羊茅对Cd胁迫的解毒机制,为基于叶片泌Cd的高羊茅植物修复技术提供理论基础。本研究取得的主要结果如下:利用镉的特异荧光染色和激光共聚焦显微镜观察高羊茅叶片外泌Cd的时间进程,在Cd处理后的6-24小时内,外泌的Cd从高羊茅叶尖顺着叶缘向下蔓延,在处理后的72小时内完全覆盖整个叶片表面。利用扫描电镜结合X射线分析,观察到高羊茅叶尖的水孔结构,并且检测到叶片表面分泌物结晶中Cd的重量百分比为5.76%。在Cd处理的第5、10和15天,倒一叶和倒二叶的露水中均可检测到Cd2+。由此可证明,高羊茅可通过“根系吸收Cd—木质部汁液转运至地上部—通过叶片尖端的水孔外泌Cd—以结晶的形式附着在叶片表面”这一途径将Cd排出体外。通过测定不同品种高羊茅在Cd胁迫下的生长、光合参数、Cd浓度等指标,比较不同品种对Cd的吸收、积累、转运及外泌能力的差异。结果显示,在7个高羊茅品种中,美洲虎4G在Cd处理下的各项光合参数显着高于其他品种,在处理21天后,其净光合速率、蒸腾速率和气孔导度的降幅均为最小。高羊茅叶片泌Cd能力在不同品种间的差异较大,精英（蓝）和美洲虎4G外泌的Cd浓度为98.63 mg/kg和80.21 mg/kg,显着高于其他5个品种。美洲虎4G在Cd胁迫下具有较强的光合能力,可以保证其正常生长,并且具有较强的泌Cd能力和较大的生物量,适合作为基于叶片泌Cd机制的植物修复材料。通过测定高羊茅不同部位的Cd浓度,分析Cd胁迫浓度、时间以及叶位对高羊茅吸收、转运、积累和外泌Cd等生理特性的影响。随Cd处理浓度的升高,高羊茅叶片内Cd浓度、外泌Cd浓度呈增加趋势,外泌系数在75μM Cd处理时最高。随Cd处理时间的增加,高羊茅叶片外泌Cd浓度以及外泌系数呈增加趋势,叶片中的Cd浓度随着处理时间呈先增加后降低的趋势,在28天时最高。相关性分析结果显示,叶片内Cd浓度与外泌Cd浓度显着正相关。外泌Cd浓度、叶片内Cd浓度和外泌系数随着叶片衰老程度而增加,说明老叶和枯叶可以积累和外泌更多的Cd。与Zn、Ca、Mg和K相比,Cd的转运系数最低,而外泌系数最高,可能存在偏向性外泌的特性。根系中5.2%的Cd转运到地上部,叶片中有13.6%的Cd经水孔排出体外。叶面喷施6种植物生长调节剂（IAA、SA、6-BA、GA3、ETH和ABA）,研究其对高羊茅生长、光合特性、吸收、转运、积累和外泌Cd的影响。结果表明,6种植物生长调节剂对高羊茅的生长无显着影响,但ETH和SA可以缓解Cd胁迫对高羊茅造成的对光合作用和蒸腾作用的抑制,从而提高Cd胁迫下高羊茅的生理机能。SA和ETH处理通过促进叶片和根系对Cd的吸收和积累,GA3通过促进Cd的转运,均能显着提高高羊茅积累和外泌Cd的能力,可有效提高植物修复的效率。向营养液中添加矿质元素Zn,通过分析Zn/Cd在根系和叶片中的互作,研究Zn对高羊茅Cd吸收、积累、转运和外泌的调控作用。营养液中Zn的添加抑制了高羊茅根系对Cd的吸收,但是促进了Cd从根系到地上部的转运以及Cd在叶片中的积累和外泌;而Cd的添加则对Zn的吸收、转运、积累和外泌均起到抑制作用。Zn和Cd在高羊茅体内的互作模式为:根系中相互拮抗,在叶片中Zn协同Cd而Cd拮抗Zn。添加Zn可以提高木质部汁液中Zn、Ca、Mg和K的浓度,促进这些营养元素的转运和积累,保证高羊茅在Cd胁迫下的正常生长,同时,也可以促进Cd的转运和外泌,是提高植物修复效率的有效途径。使用Illumina Hiseq高通量测序平台对Cd胁迫前后高羊茅叶片和根系的12个c DNA文库进行测序,在转录水平上研究高羊茅对Cd胁迫的响应。总共获得了100,285个Unigene,其中有9292个差异表达基因,叶片和根系中分别为2180个和7112个。根据差异表达基因GO功能富集分析,将所有的Unigene和DEGs分成了三大类,分别为生物学过程（biological process）、细胞组分（cellular component）和分子功能（molecular function）,其中包括51个二级功能,其中解毒作用、转运蛋白活性、核酸结合转录因子活性、抗氧化活性、营养库活性等功能均与重金属解毒机制相关。在差异表达基因KEGG通路富集分析中,发现Cd处理后与谷胱甘肽代谢相关的KEGG通路在高羊茅叶片中显着富集。Cd处理高羊茅后,在叶片和根系中发现了多个参与细胞壁代谢、抗氧化系统、植物激素信号转导、金属离子的转运以及转录因子相关的差异表达基因,在高羊茅对Cd的吸收、积累、转运、外泌以及解毒过程中综合作用。通过对各类差异表达基因的功能分析,更加深入地了解了高羊茅吸收、积累、转运、外泌Cd的分子机制,对其解毒途径有了进一步的认识。可据此对高羊茅转运、外泌重金属Cd进行调控研究,以提高植物修复效率。
屈伟[6]（2020）在《水生植物功能化吸附剂对重金属的吸附行为研究》文中指出随着工业进程的快速推进,重金属离子废水排放引起的水污染问题在世界范围内引起了广泛关注。废水中的重金属离子具有降解困难、毒性强等特征,极易对人类健康造成严重危害,故急需开发环保高效的重金属污染修复技术。吸附法是一种经济有效、操作简易、后处理简单的治理技术。而吸附剂的选择是影响吸附处理效果的关键。利用生物质资源制备具有高吸附容量、良好再生性和生物相容性好的新型吸附剂,不仅可为废水处理和土壤修复提供新的功能材料,而且可为生物质高值化提供新途径。本文以空心莲子草、浮萍和水葫芦为基本原料,通过交联接枝法制备了水生植物功能化吸附剂,使其具有固液分离能力强、吸附能力高、再生性好等优点。以功能化水生植物为吸附剂,去除模拟废水中重金属离子,重点研究了水生植物功能化吸附剂去除重金属离子的行为及机理,主要内容与成果如下:1.氨基化空心莲子草吸附剂（DAP）对水中Cu（II）的吸附行为研究。以生物质空心莲子草为基体,通过化学交联接枝法将氨基交联到其表面制成DAP吸附剂。使用SEM、FTIR、XRD和XPS表征DAP的形貌、结构和成分。研究了影响因素（如吸附剂剂量、初始p H值、接触时间、温度和初始浓度）对DAP吸附性能的影响,并对DAP的再生性能进行了评价。在对DAP进行表征的基础上,探讨了去除Cu（II）的机理。研究结果表明:（1）在p H 5.5,100 mg/L Cu（II）,温度为298 K,吸附剂剂量5.0 g/L的条件下,Cu（II）吸附量和去除率分别达到19.33mg/g和95.57%。（2）吸附动力学和平衡研究表明准二级反应动力学模型（R2=0.9964）和Langmuir吸附模型（R2>0.982）符合DAP对Cu（II）的吸附行为。（3）基于FTIR和XPS研究显示,增强Cu（II）吸附的主要原因是氨基与金属离子的络合作用,DAP对Cu（II）的吸附机理主要是化学络合吸附。（4）该吸附剂重复利用率高,吸附-解吸6次后,DAP的吸附效率只下降了27.94%。（第2章）2.氨基化浮萍吸附剂（DSP）对水中Ni（II）和Pb（II）的吸附行为研究。以生物质浮萍为基体,在环氧氯丙烷、N,N-二甲基甲酰胺和二乙烯三胺作用下制备DSP吸附剂。通过SEM、Zeta、FTIR和XPS技术表征DSP的形貌、结构和成分。研究了影响因素（如吸附剂剂量、初始p H值、接触时间、温度和初始浓度）对DSP吸附Ni（II）和Pb（II）过程的影响。研究结果表明:（1）DSP在污染物吸附方面具有明显的优势,其具有典型的褶皱层次性结构、关键官能团（-OH和N-H）和高吸附能力。FTIR和XPS分析表明,-OH和N-H官能团参与了Ni（II）和Pb（II）的吸附。（2）在实验范围内,DSP吸附Ni（II）和Pb（II）的最佳p H值分别为6.5和5.5,最佳吸附剂剂量均为5.0 g/L,DSP对Ni（II）和Pb（II）最大吸附量分别为45.68和51.75 mg/g,而SP最大吸附量分别为6.57和7.98 mg/g。（3）采用准二级反应动力学模型和Langmuir吸附模型拟合较好,且属于高温下自发、吸热的过程。（4）用Na2EDTA作为解吸剂,经过5次吸脱附实验,DSP对Ni（II）和Pb（II）的吸附效率仍保持在56.47%和62.18%。（第3章）3.羧基化水葫芦吸附剂（CWH）对水中Cu（II）,Ni（II）和Cr（VI）的吸附行为研究。以可再生生物质水葫芦为基体,用柠檬酸交联修饰制备CWH吸附剂。研究了影响因素（如吸附剂剂量、初始p H值、接触时间、温度和初始浓度）对CWH吸附Cu（II）,Ni（II）和Cr（VI）过程的影响。研究结果表明:（1）CWH吸附溶液中Ni（II）,Cu（II）和Cr（VI）的最佳p H值分别为7.5,6.0和5.0;最佳接触时间分别为300,180和120 min;最佳吸附剂剂量分别为6.5,5.0和4.0 g/L。（2）CWH对Ni（II）,Cu（II）和Cr（VI）的吸附理论符合准二级反应动力学和Langmuir吸附模型,最大吸附容量分别为59.64,77.98和96.89 mg/g。热力学模型表明反应为自发吸热过程。（3）经过5次再生性能实验研究,CWH对Ni（II）,Cu（II）和Cr（VI）的去除率仍保持在55.23%,65.63%和71.46%,表明CWH在多次循环利用后仍表现出良好的再生性能。（4）通过SEM,FTIR和XPS研究显示,CWH表面粗糙及微孔数增加,且羧基被成功引入到材料颗粒表面。（第4章）
许入义[7]（2020）在《植物富集-热解法制备ZnO NPs/BC及其降解四环素的机理研究》文中进行了进一步梳理纳米氧化锌（ZnO nanoparticles,ZnO NPs）在各领域的广泛应用导致其难以避免地进入水环境中,而水葫芦植株作为一种入侵式物种,繁殖速度极快且生长时会消耗水中大量溶解氧,近年来造成了许多水域的水质恶化与富营养化。为给水体中ZnO NPs与水葫芦植株的资源化利用同时提供一种有效的方法,本研究利用水葫芦植株对溶液中不同浓度的ZnO NPs进行富集,富集结束时将水葫芦根部制备成纳米氧化锌/生物炭复合材料（ZnO NPs/BC）。并将该材料与过硫酸盐（Persulfate,PS）、UV紫外灯配合使用用于对分子结构复杂、难降解的典型抗生素,盐酸四环素（Tetracycline hydrochloride,TC）的高效降解。在ZnO NPs与水葫芦植株得到资源化利用的同时,还为TC类抗生素废水的处理提供了一种新的方法。本研究的主要成果如下:（1）水葫芦对ZnO NPs的富集效果与机制分析。水葫芦根部通过分泌粘液摄取ZnO NPs,茎-叶通过沉水部分直接吸收与韧皮部、木质部从根部运输两种作用富集ZnO NPs。根部锌含量约是茎-叶的3.5～9.0倍,含量最高可达2.68%,制备成ZnO NPs/BC后锌含量最高为7.55%。（2）ZnO NPs/BC的微观表征。富集锌含量对TC降解影响较大,ZnO NPs200/BC对TC降解效果最好,对ZnO NPs200/BC进行FESEM、XRD以及BET表征。结果显示,ZnO NPs在ZnO NPs200/BC表面均匀分散,平均粒径为22.3nm。且与原始BC相比,ZnO NPs200/BC比表面积更大,拥有更多微孔。（3）最佳试验条件探究。确定0-50min为暗反应,50-120min为光反应。综合考虑TC降解率、降解速率以及反应能耗,确定ZnO NPs200/BC投量0.1g/L、PS浓度1.0m M、UV强度30W以及初始p H值7为最佳反应条件。（4）常见阴离子与有机物对TC降解的影响。Cl-、SO42-、NO2-、NO3-、H2PO4-、HPO42-、CO32-、HCO3-这八种常见阴离子以及EDTA、HA两种常见天然有机物可通过直接抑制PS分解、掩蔽ZnO NPs/BC表面有利的活性反应位点以及产生反应活性更弱的自由基这三种途径中的一种或几种来对反应产生不同程度的抑制。（5）自由基贡献度及形成机理分析。ESR图谱与猝灭剂试验结果显示,对TC降解起主要作用的为附着于ZnO NPs/BC表面的SO4·-与HO·,50min时SO4·-与HO·对TC降解的贡献度分别为7.3%、35.73%,120min时分别为19.81%、76.74%。两种自由基的产生机理在暗反应与光反应阶段有所不同,0-50min暗反应PS直接接受来自ZnO NPs/BC含有的持久性自由基（Persistent free radicals,PFRs）的单电子活化形成SO4·-,SO4·-再与O2、H2O结合生成HO·。50-120min光反应,UV激发ZnO NPs产生空穴-电子对,再分别与H2O、O2结合生成HO·,而PS则直接被UV激发形成SO4·-。同时PS也可接受来自ZnO NPs产生的光生电子形成SO4·-,这一协同作用同时促进了PS的活化与ZnO NPs光生空穴-电子对的产生与分离,经计算协同度最高可达0.35。（6）水葫芦富集法对反应的强化作用探究。在ZnO NPs的刺激下,水葫芦根部分泌了更多的总酚与黄酮类物质,这些酚类化合物可作为PFRs的前驱体,对形成更多的PFRs有利。并且由于形成的PFRs与生物炭基质紧密结合,拥有长达95天的半衰期。ZnO NPs的进入使得水葫芦生物炭基质中形成了许多内部相互连通的微孔,减小了生物炭基质电子传递的阻力,与原始BC相比,ZnO NPs200/BC电化学阻抗明显减小。此特性一方面有利于PFRs电子传递来活化PS,形成更多的SO4·-参与到氧化反应中,另一方面也可以促进体系中的光解反应。其原因是随着阻抗的减小,在PFRs形成过程中产生的电子将更容易进入到ZnO NPs晶体导带中,增强其对紫外光与可见光的吸收能力,从而在UV激发下形成更多的空穴-电子对,并在体系中更快地被PS和O2接受,生成更多的HO·,进一步增强体系对TC的降解能力。（7）TC降解路径推测。反应体系实现了TOC的有效降解,120min时TOC去除率可达47.53%。HPLC/MS共检测到了16种主要的中间产物,发现SO4·-与HO·可通过攻击TC不同位置上的碳碳双键、酚羟基和氨基来对其进行氧化降解,TC逐渐开环断链并最终被矿化为CO2和H2O。
黄纯德[8]（2020）在《用于去除水体重金属的胺化及金属改性木质素吸附剂的研究》文中研究指明吸附技术因其成本低、操作简便、去除率高而被认为是水处理中最有前景的技术之一。在已经报道的吸附剂中,木质素及其衍生物由于其具有可再生、可生物降解、廉价、易于提取等优点受到研究人员的重视,世界上木质素的年产量可达5*1014 t。通过添加一些酸化剂,可以从造纸废液黑液中提取大量木质素。但木质素反应性低,所以活性位点很少。其Zeta（ζ）电位为负,故也不能通过静电作用吸附含氧阴离子。因此,人们利用各种方法来对木质素进行改性以使木质素具备吸附能力。其中,木质素的电负性可以通过胺化改性而改变,使其对水中含氧阴离子具有一定的吸附性。目前,各种胺化改性木质素的制备及其对水中含氧阴离子的吸附研究较多,但大部分产品吸附能力较弱,且不具备对特定离子的选择吸附性,重复利用性能较低,这些都约束了木质素在水处理领域的应用。本论文以金属掺杂胺化改性木质素为研究对象,对三种含氧阴离子（Cr（VI）、As（V）、P（V））的吸附规律、吸附效率、吸附过程、吸附类型和吸附机理进行了研究分析。据此提出了相应的最佳吸附体系及选择性吸附顺序,并对其在太原盆地地下水的实际应用进行了探索研究,为实际生活中水环境处理和工业应用提供理论指导。主要研究内容包括以下几个方面:首先,采用Mannich反应制备了胺化木质素吸附剂（a-CL）。通过X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）和X射线光电子光谱（XPS）对a-CL的结构形貌进行表征。研究a-CL对三种含氧阴离子（As（V）、P（V）和Cr（VI））的吸附能力、选择性和分离因子,重点研究a-CL对As（V）的吸附过程。通过拟合得出a-CL对As（V）的吸附等温线模型和吸附动力学模型。另外,针对本论文中胺化木质素与不同含氧阴离子之间的吸附机理进行模拟计算,得出3种体系的结合能大小顺序为P（V）<Cr（VI）<As（V）。然后,在得到胺化木质素吸附剂的基础上,继续对其进行金属离子掺杂,为全面对比不同金属离子对木质素掺杂的影响规律,分别制备了Fe基木质素（Fe@a-CL）、Cu基木质素（Cu@a-CL）、Mg基木质素（Mg@a-CL）和Ca基木质素（Ca@a-CL）4种金属基胺化木质素（M@a-CL）。通过傅里叶变换红外光谱（FT-IR）、X射线光电子光谱（XPS）、X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）对4种M@a-CL吸附剂进行表征,并研究了M@a-CL对三种含氧阴离子的吸附性能和选择吸附性,重点针对As（V）进行了详细研究,通过拟合得出了相应的吸附等温线模型和吸附动力学模型。同时,还对M@a-CL的重复利用性能进行了研究,得出重复利用率。最后,以Fe@a-CL为例,将金属基胺化木质素应用到太原盆地地下水的去富集化中,研究Fe@a-CL对太原盆地地下水中主要富集离子:As（V）、Cr（VI）和P（V）的吸附效果,研究表明,在一定范围内,向太原盆地地下水水样中投入适量Fe@a-CL,可有效清除其中的3种含氧阴离子,且经过充分吸附,三种污染离子的残留浓度均可达到饮用水标准（GB5749-2006）要求。
周润娟[9]（2019）在《水葫芦生物炭对重金属竞争吸附特性及机制研究》文中认为采矿和冶炼过程容易产生严重的重金属污染问题,其中,Cu、Pb、Cd和Zn是较常见的典型重金属污染物。这四种重金属污染物在环境中的富集性能强且难以降解,进入环境后,会对人体健康和生态系统产生很大的危害。目前用于治理重金属的方法很多,包括化学沉淀、离子交换以及膜技术等,但这些方法存在成本高、效果不理想等问题。相比较这些传统的方法,吸附法因其成本和效率等因素,被认为是比较有发展前景的重金属治理方法。吸附法中比较关键的因素就是吸附材料的选择,目前以生物质材料为原料制备得到的生物炭备受关注。水葫芦（Eichhornia crassipes）,又名凤眼莲,隶属于雨久花科,是一种多年生浮水草本植物,原产于南美洲亚马逊河流域。水葫芦繁殖能力很强,它能同时进行有性和无性繁殖,对环境适应能力很强。1901年作为花卉引入中国后,由于其无性繁殖速度极快,已对我国很多水域产生严重的危害。水葫芦对重金属、营养盐如N、P等污染物质均具有较强的耐性和吸收能力,在环境污染治理方面也具有一定的应用价值。利用水葫芦植株制备吸附材料,应用于水体中污染物的去除,不仅能够去除水体中的污染物,减轻污染物的危害,而且在一定程度上实现了水葫芦植株的资源化利用,降低了吸附材料的成本。本研究以成熟水葫芦植株为原料,制备水葫芦茎粉、根粉和生物炭3种吸附材料。开展水葫芦材料对多组分重金属的竞争吸附、水葫芦生物炭制备条件优化及其在尾矿引起的重金属污染修复治理等方面的研究。为水葫芦的资源化利用及其在重金属污染治理中的应用提供参考,取得的主要研究结果如下:（1）将水葫芦茎粉、根粉和生物炭3种吸附材料应用于水体中的Cu2+、Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附,探讨吸附剂用量、反应时间和重金属离子初始浓度对吸附效果的影响,并采用Langmuir和Freundlich等温方程对吸附结果进行拟合。结果显示,水葫芦茎粉、根粉和生物炭对Cu2+的最大吸附容量分别为131.75mg/g、134.91mg/g和177.66mg/g;对Pb2+的最大吸附容量分别为106.86mg/g、113.44mg/g和195.24mg/g;对Cd2+的最大吸附容量分别为84.79mg/g、103.57mg/g和142.59mg/g;对Zn2+的最大吸附容量分别为98.95mg/g、129.99mg/g和146.14mg/g。（2）选用水葫芦生物炭为吸附剂,对Cu2+、Pb2+、Cd2+和Zn2+组成的6组二元复合体系、4组三元复合体系和1组四元复合体系进行等浓度的竞争吸附研究。发现,生物炭对二元复合体系中的吸附能力大小顺序如下:Cu-Pb体系中,Pb2+>Cu2+;Cu-Cd体系中,Cu2+>Cd2+;Cu-Zn体系中,Cu2+>Zn2+;Pb-Cd体系中,Pb2+>Cd2+;Pb-Zn体系中,Pb2+>Zn2+;Cd-Zn体系中,生物炭对Cd2+和Zn2+的吸附能力相当,对Cd2+的吸附稍微强于对Zn2+的吸附;对三元复合体系中吸附能力大小顺序分别为:Cu-Pb-Cd体系中,Cu2+>Cd2+>Pb2+;Cu-Pb-Zn体系中,Zn2+>Pb2+>Cu2+;Cu-Cd-Zn体系中,Zn2+>Cu2+>Cd2+;Pb-Cd-Zn体系中,Pb2+>Zn2+>Cd2+;在四元复合体系中,生物炭对四种重金属离子的吸附能力大小顺序依次为:Zn2+>Pb2+>Cd2+≈Cu2+。结果表明,在二元复合体系中,生物炭对四种重金属离子的吸附能力与单组分中的吸附能力一样,而三元和四元复合体系与单组分体系中的吸附规律不同。结合材料表征和四种重金属离子的自身不同特性,对水葫芦生物炭吸附重金属机理进行分析显示,在二元复合体系中,Cu2+、Cd2+和Zn2+的存在对生物炭吸附Pb2+的抑制作用强于Pb2+对Cu2+、Cd2+和Zn2+的抑制作用。在三元及以上体系中,对重金属吸附起主要作用的为官能团与重金属离子之间的络合作用,沉淀作用、离子交换等作用在多组分体系中发挥作用不大。（3）采用响应曲面法,对影响生物炭吸附性能的制备条件（热解温度、热解时间和升温速率）进行优化设计,制备得到吸附Cu2+、Pb2+、Cd2+和Zn2+的4种不同优化组合条件下的生物炭。吸附Cu2+的生物炭最优制备条件组合:热解温度为425.271℃、热解时间为3.090h和升温速率为19.649℃/min;吸附Pb2+的生物炭最优制备条件组合:热解温度为433.827℃、热解时间为2.654h和升温速率为19.961℃/min;吸附Cd2+的生物炭最优制备条件组合:热解温度为392.997℃、热解时间为2.424h和升温速率为15.559℃/min;吸附Zn2+的最优制备组合条件:热解温度为421.974℃、热解时间为2.192h和升温速率为15.883℃/min。利用Langmuir等温方程对上述4种生物炭对重金属对应的最大吸附容量分别为:Cu2+210.56mg/g、Pb2+251.39mg/g、Cd2+186.18mg/g和Zn2+223.32mg/g,吸附能力均优于未优化的生物炭。（4）构建正磷酸盐-铜尾矿-水葫芦吸附材料联用系统,对尾矿引起的重金属污染进行修复治理。建立磷酸盐淋溶改性铜尾矿系统,结合磷酸盐对重金属的钝化效应,降低尾矿中重金属的生物有效性;利用水葫芦吸附材料对渗滤液中的重金属离子进行吸附。经吸附后,渗滤液中Cu2+、Zn2+分别达到污水综合排放标准（GB8978-1996）中的二级和一级排放标准。尽管吸附材料对Cd2+的去除效果未达到一级排放标准,但对Cd2+的去除率仍达到94.94%,减轻了后续处理压力。通过建立磷酸盐-改性铜尾矿-水葫芦吸附材料联用系统,将化学钝化-吸附方法联用,对铜尾矿中的重金属进行钝化和吸附去除,降低了铜尾矿中重金属的有效性,减少了渗滤液中的重金属含量,能够大大降低其减少了对生态环境的危害,也给由采矿和冶炼过程中产生的重金属污染的修复提供了有效的途径。
付卫静[10]（2019）在《水葫芦净化水中重金属及其生物炭的制备和性能研究》文中指出当前环境破坏日益严重、资源储备逐渐减少,植物已经承担了部分修复环境污染和提供能源的功能,如利用植物富集水体中的重金属来净化水质、将植物生物质炭化后,代替价格高昂的活性炭吸附水中污染物或作为超级电容器的电极材料用于电化学储能方面。水葫芦来源广、价格低廉、生物量大、繁殖快,不合理处理易导致生物入侵,造成生态危害,若直接扔掉会浪费生物资源。本文以水葫芦为研究对象,研究其对水体中重金属Fe、Co、Ni的富集净化能力,并通过不同的方法制备成生物炭分别用于吸附水体中六价铬和超级电容器电极材料,本论文主要研究内容如下:（1）通过静态水培方法研究水葫芦对水体中Fe、Co、Ni的短期富集净化能力,发现水葫芦对上述三种重金属的短期去除能力表现为Fe≥Co>Ni;对三种重金属的富集都在6d以内达到平衡,且初始浓度越低,净化能力越好,初始浓度小于3 mg/L时,Fe和Co的去除率均达到了 80%以上;富集后的水葫芦根部重金属含量是茎和叶部位总和的15-30倍,说明根部在净化过程中发挥较大作用。实际运用时适合处理低浓度的Fe、Co污染废水,并需要及时打捞以提高去除效率。（2）水葫芦生物质在氮气气氛下快速热解10 min制备水葫芦生物炭,模拟吸附水体中Cr（Ⅵ）。结果表明热解温度为400℃时水葫芦生物炭的吸附效果最好,溶液pH较低有利于吸附反应的进行,在pH=1,C0=100 mg/L时WHBC400处理效果达到了 99%;吸附等温线符合Redlich-Peterson模型,吸附动力学遵循伪二级吸附动力学模型;在不同温度下（25、35和45℃）,实验发现45℃条件下的反应平衡常数最大;采用多种表征手段分析水葫芦生物炭的吸附机理,结果表明水葫芦生物炭吸附水中Cr（Ⅵ）时主要影响因素是官能团,其中羧基在吸附过程中发挥了主要作用。（3）水葫芦生物质在空气气氛下,利用KCl和NaCl混合物进行一步炭化活化制备水葫芦生物炭。实验发现混合后并覆盖的方法得到的水葫芦生物炭产率比直接覆盖法平均高出约10%,并通过TG-DSC分析了熔盐在炭化活化过程中的作用机理。比表面积、X射线衍射等分析表明水葫芦叶部生物炭层片结构最薄,块状堆积结构最小,比表面积最大为582.81 cm3/g,且以微孔为主。样品中存在石墨化结构和丰富的含氧官能团。电化学测试中水葫芦叶部生物炭的电化学性能最好,在电流密度为1 A/g时比电容达到了122 F/g,在电流密度为10 A/g时,电容保持率为67.2%;组装成对称双电级电容器时,0.5 A/g电流密度下的比电容为63 F/g,能量密度最高为4.375 Wh/kg,此时功率密度为0.035 W/kg。
二、水葫芦对五种重金属离子的去除速率与富集机制研究（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、水葫芦对五种重金属离子的去除速率与富集机制研究（论文提纲范文）
（1）改性生物炭对于水中重金属与有机污染物去除的性能与机理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 生物炭简介 |
| 1.2 生物质基本组成及成碳行为 |
| 1.3 生物炭环境应用 |
| 1.3.1 生物炭作为重金属吸附剂 |
| 1.3.2 生物炭作为高级氧化催化剂 |
| 1.3.3 生物炭作为电催化剂去除污染物 |
| 1.4 生物炭改性方法 |
| 1.4.1 孔隙调控 |
| 1.4.2 表面官能团调控 |
| 1.4.3 活性金属组分负载 |
| 1.5 前人研究中的不足 |
| 1.6 本文主要内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 课题来源 |
| 1.6.3 章节分布 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 材料与试剂 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 生物炭制备方法 |
| 2.3 生物炭表征方法 |
| 2.4 自由基捕获方法 |
| 2.5 产物分析方法 |
| 2.5.1 重金属测量 |
| 2.5.2 有机污染物测量 |
| 2.5.3 过硫酸盐浓度测定 |
| 2.5.4 过氧化氢浓度测定 |
| 2.5.5 二价铁浓度的测定 |
| 2.6 电化学实验方法 |
| 2.6.1 旋转圆盘电极 |
| 2.6.2 电化学测试平台 |
| 第3章 KMnO_4氧化负载MnOx强化磁性生物炭吸附重金属 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 生物炭制备及实验方法 |
| 3.2.1 吸附剂制备方法 |
| 3.2.2 吸附实验方法 |
| 3.2.3 生物炭吸附机理定量探究方法 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 磁性生物炭KMnO_4改性前后的理化性质表征 |
| 3.3.2 改性磁性生物炭对于Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附等温线 |
| 3.3.3 吸附剂对于Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附动力学 |
| 3.3.4 改性磁性生物炭对于Pb(Ⅱ)与Cd(Ⅱ)的吸附机理 |
| 3.3.5 溶液参数对于改性磁性生物炭吸附性能的影响 |
| 3.3.6 改性生物炭的磁力回收特性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 高温CO_2促进生物炭石墨化脱氧提升PDS催化活性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 生物炭制备及改性生物炭制备 |
| 4.2.2 生物炭与改性生物炭吸附及催化降解性能评价方法 |
| 4.2.3 改性生物炭活化过硫酸盐机理探究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物炭与CO_2改性生物炭表征 |
| 4.3.2 改性生物炭对于苯酚的吸附和催化降解特性 |
| 4.3.3 CO_2改性生物炭对于过硫酸盐活化机理 |
| 4.3.4 溶液参数对于AC950/PS体系的影响 |
| 4.3.5 AC950/PS体系对于氯酚类的降解性能以及降解反应路径 |
| 4.3.6 AC950 的重复使用性,失效机理及再生方法 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 中温ZnCl_2改性提升生物炭介孔比例及羰基官能团强化PDS催化活性 |
| 5.1 简介 |
| 5.2 实验材料及方法 |
| 5.2.1 低温多孔生物炭的制备 |
| 5.2.2 多孔生物炭海藻酸盐复合水凝胶制备 |
| 5.2.3 多孔生物炭的吸附和催化降解实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 多孔生物炭的表征 |
| 5.3.2 氯化锌改性生物炭对于SMX的吸附与催化降解 |
| 5.3.3 氯化锌活化法对于其他原料的适用性 |
| 5.3.4 溶液性质对于Zn BC-3/PDS降解性能的影响 |
| 5.3.5 氯化锌改性生物炭对于过硫酸盐的活化机理及SMX的降解机理 |
| 5.3.6 基于海藻酸盐水凝胶的流动式反应器 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 控温炭化优化生物炭表面氧形态提升电还原制过氧化氢性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料及方法 |
| 6.2.1 多孔生物炭制备方法 |
| 6.2.2 多孔生物炭阴极制备 |
| 6.2.3 电化学测试方法 |
| 6.2.4 多孔生物炭的电芬顿性能评价 |
| 6.2.5 样品分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 多孔生物炭表征 |
| 6.3.2 多孔生物炭电极的过氧化氢电合成性能 |
| 6.3.3 多孔生物炭的电化学Fe(III)还原能力 |
| 6.3.4 多孔生物炭电芬顿阴极对污染物的降解能力 |
| 6.3.5 多孔生物炭电芬顿系统中苯酚的降解机理 |
| 6.3.6 多孔生物炭电芬顿阴极对于不同污染物的适用性 |
| 6.3.7 多孔生物炭电芬顿体系的稳定性 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 全文总结与展望 |
| 7.1 全文小结 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读博士学位期间科研成果 |
（2）六种水生植物对水体重金属的净化能力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体重金属污染来源 |
| 1.1.2 水体重金属污染现状 |
| 1.1.3 水体重金属污染危害 |
| 1.1.4 水体重金属污染处理技术 |
| 1.1.5 课题来源 |
| 1.2 水生植物概况 |
| 1.2.1 水生植物的定义 |
| 1.2.2 水生植物分类 |
| 1.2.3 水生植物的生态功能 |
| 1.2.4 水生植物净化水体重金属机理 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 水生植物修复水体重金属污染研究进展 |
| 1.3.2 水生植物修复水体重金属污染应用进展 |
| 1.4 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 水生植物的选择 |
| 2.1.2 试验水体 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 样品的预处理与测定 |
| 2.3.1 样品的预处理 |
| 2.3.2 样品的测定 |
| 2.3.3 质量控制 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.1 6种单一水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.1.1 单一水生植物对Hg去除效果分析 |
| 3.1.2 单一水生植物对Co去除效果分析 |
| 3.1.3 单一水生植物对Cu去除效果分析 |
| 3.1.4 单一水生植物对Mn去除效果分析 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 8种组合水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.2.1 组合水生植物对Hg去除效果分析 |
| 3.2.2 组合水生植物对Co去除效果分析 |
| 3.2.3 组合水生植物对Cu去除效果分析 |
| 3.2.4 组合水生植物对Mn去除效果分析 |
| 3.2.5 小结 |
| 第四章 水生植物对重金属的富集特征 |
| 4.1 对Hg的富集特征 |
| 4.1.1 对Hg的综合富集系数 |
| 4.1.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.2 对Co的富集特征 |
| 4.2.1 对Co的综合富集系数 |
| 4.2.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.3 对Cu的富集特征 |
| 4.3.1 对Cu的综合富集系数 |
| 4.3.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.4 对Mn的富集特征 |
| 4.4.1 对Mn的综合富集系数 |
| 4.4.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水生植物对重金属的转移特征 |
| 5.1 对Hg的转移特征 |
| 5.2 对Co的转移特征 |
| 5.3 对Cu的转移特征 |
| 5.4 对Mn的转移特征 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 重金属对水生植物生长状况的影响 |
| 6.1 对水生植物体内营养元素含量的影响 |
| 6.1.1 对P元素含量的影响 |
| 6.1.2 对K元素含量的影响 |
| 6.1.3 植物体内重金属与营养元素相关性分析 |
| 6.2 重金属对水生植物生物量的影响 |
| 6.2.1 水生植物生物量变化量 |
| 6.2.2 水生植物生物量变化量影响因素 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 水生植物对重金属的去除能力 |
| 7.1.2 水生植物对重金属的富集能力 |
| 7.1.3 水生植物对重金属的转移能力 |
| 7.1.4 重金属对水生植物的生长的影响 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（3）水葫芦生物炭吸附水体重金属性能优化及影响因素研究（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 水环境中重金属污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染的治理技术 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 相关研究现状 |
| 1.2.1 生物炭概述 |
| 1.2.2 生物炭吸附重金属研究进展 |
| 1.2.3 生物炭材料研究进展 |
| 1.2.4 响应曲面法 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 重金属吸附试验 |
| 2.2.2 重金属测定方法 |
| 2.3 响应曲面试验设计方法 |
| 2.3.1 中心组合试验设计 |
| 2.3.2 Box-Behnken试验设计 |
| 2.4 生物炭性能表征方法 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜(SEM)表征分析 |
| 2.4.2 比表面积(BET)和孔径分布分析 |
| 2.4.3 X射线衍射(XRD)表征分析 |
| 2.4.4 红外光谱(FTIR)表征分析 |
| 2.4.5 pH及Zeta电位测定 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 去除率计算 |
| 2.5.2 吸附容量计算 |
| 2.5.3 吸附等温模型 |
| 2.5.4 吸附动力学模型 |
| 2.5.5 比表面积计算公式 |
| 第3章 水葫芦生物炭的制备与表征 |
| 3.1 水葫芦生物质的采集 |
| 3.2 水葫芦生物炭的制备 |
| 3.3 水葫芦生物炭的表征 |
| 3.3.1 SEM分析 |
| 3.3.2 BET分析 |
| 3.3.3 XRD分析 |
| 3.3.4 FTIR分析 |
| 3.3.5 生物炭的pH以及Zeta电位分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 水葫芦生物炭对Pb(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的吸附性能优化研究 |
| 4.1 单因素试验结果分析 |
| 4.1.1 BC-1吸附Pb(Ⅱ)结果分析 |
| 4.1.2 BC-2吸附Cu(Ⅱ)结果分析 |
| 4.2 BC-1吸附Pb(Ⅱ)的模型建立和试验结果分析 |
| 4.2.1 BC-1吸附去除Pb(Ⅱ)的CCD试验设计方案 |
| 4.2.2 响应曲面试验模型以及优化结果 |
| 4.2.3 模型优化结果与验证 |
| 4.3 BC-2吸附Cu(Ⅱ)的模型建立和试验结果分析 |
| 4.3.1 BC-2吸附去除Cu(Ⅱ)的CCD试验设计方案 |
| 4.3.2 响应曲面的试验模型分析以及优化结果 |
| 4.3.3 模型优化结果与验证 |
| 4.4 优化吸附条件下的BC-1和BC-2吸附等温和动力学拟合 |
| 4.4.1 吸附等温拟合 |
| 4.4.2 吸附动力学拟合 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 生物炭对Cd(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附性能优化研究 |
| 5.1 单因素试验结果分析 |
| 5.1.1 BC-3吸附Cd(Ⅱ)单因素结果分析 |
| 5.1.2 BC-4吸附Zn(Ⅱ)结果分析影响 |
| 5.2 BC-3吸附Cd(Ⅱ)的模型建立和实验结果分析 |
| 5.2.1 BC-3吸附去除Cd(Ⅱ)的BBD试验设计方案 |
| 5.2.2 响应曲面试验模型以及优化结果 |
| 5.2.3 模型优化结果与验证 |
| 5.3 BC-4吸附Zn (Ⅱ)的模型建立和试验结果分析 |
| 5.3.1 BC-4吸附去除Zn(Ⅱ)的BBD试验设计方案 |
| 5.3.2 响应曲面试验模型以及优化结果 |
| 5.3.3 模型优化结果与验证 |
| 5.4 优化吸附条件下的BC-3和BC-4吸附等温和动力学拟合 |
| 5.4.1 吸附等温拟合 |
| 5.4.2 吸附动力学拟合 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
（4）AM强化型立体生态浮床处理含盐废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水 |
| 1.1.1 含盐废水的定义及危害 |
| 1.1.2 含盐废水的主要来源及排放标准 |
| 1.1.3 含盐废水的处理方法 |
| 1.2 生态浮床及其应用 |
| 1.2.1 生态浮床的组成 |
| 1.2.2 生态浮床的净化机理 |
| 1.2.3 生态浮床的研究现状 |
| 1.2.4 生态浮床在处理废水方面的应用 |
| 1.3 丛枝菌根真菌(AMF)对植物耐性胁迫的影响 |
| 1.3.1 丛枝菌根真菌的结构与功能 |
| 1.3.2 丛枝菌根真菌在缓解植物耐盐胁迫上的作用 |
| 1.3.3 丛枝菌根真菌在湿生环境中的研究进展 |
| 1.4 本论文的研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 盐胁迫下浮床植物的筛选及丛枝菌根(AM)形成的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验设计与内容 |
| 2.3.1 实验设计 |
| 2.3.2 测试指标及方法 |
| 2.4 数据处理及统计分析 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 盐胁迫下浮床植物的筛选 |
| 2.5.2 不同盐浓度对丛枝菌根(AM)形成的影响 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 AM强化型立体生态浮床脱盐效果的影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验设计与内容 |
| 3.3.1 实验设计 |
| 3.3.2 测试指标及方法 |
| 3.4 数据处理及统计分析 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 水体流速对立体浮床除盐效果的影响 |
| 3.5.2 水体N浓度对立体浮床除盐的影响 |
| 3.5.3 水体P浓度对立体浮床除盐的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 AM强化型立体生态浮床植物生理生化空间性差异研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验设计与内容 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 测试指标及方法 |
| 4.4 数据处理及统计分析 |
| 4.5 结果与分析 |
| 4.5.1 光合指标 |
| 4.5.2 叶绿素荧光指标 |
| 4.5.3 植物体内盐离子 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 AM强化型立体生态浮床对模拟含盐废水的处理效果 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.3 实验设计与内容 |
| 5.3.1 实验设计 |
| 5.3.2 测试指标及方法 |
| 5.4 数据处理及统计分析 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 TDS |
| 5.5.2 COD |
| 5.5.3 TN |
| 5.5.4 TP |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师介绍 |
| 附件 |
（5）高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 Cd污染及治理对策 |
| 1.1.1 Cd污染及其来源 |
| 1.1.2 Cd污染现状 |
| 1.1.3 Cd污染的治理对策 |
| 1.2 植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复技术的分类 |
| 1.2.2 植物修复技术的应用现状、存在的问题以及应用前景 |
| 1.3 Cd对植物的毒性效应与植物的解毒机制 |
| 1.3.1 Cd对植物的毒性效应 |
| 1.3.2 植物对Cd的解毒机制 |
| 1.4 植物对Cd的吸收、转运、分布及其调控机制 |
| 1.4.1 植物对Cd的吸收、转运和分布 |
| 1.4.2 调控机制 |
| 1.5 研究背景及研究现状 |
| 1.5.1 研究背景 |
| 1.5.2 研究现状 |
| 1.6 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究的目的与意义 |
| 1.6.2 研究的主要内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 高羊茅的泌镉途径研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 植物材料与培养 |
| 2.1.2 不同时间Cd处理下高羊茅叶尖Cd外泌观察 |
| 2.1.3 高羊茅叶尖水孔结构的观察 |
| 2.1.4 高羊茅叶片表面结晶成分分析 |
| 2.1.5 高羊茅叶片露水中Cd含量测定 |
| 2.1.6 统计方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 高羊茅叶尖外泌Cd的时间进程 |
| 2.2.2 高羊茅叶片的水孔结构 |
| 2.2.3 高羊茅叶片表面结晶及其组成成分 |
| 2.2.4 高羊茅叶片露水中的Cd浓度 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高羊茅品种间镉的吸收、积累、转运及外泌能力的差异 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 植物材料与培养 |
| 3.1.2 试验设计和处理 |
| 3.1.3 测定项目与方法 |
| 3.1.4 统计方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Cd胁迫对不同品种高羊茅生长的影响 |
| 3.2.2 Cd胁迫21 天后不同品种高羊茅的光合特性 |
| 3.2.3 不同品种高羊茅叶片对Cd的外泌和积累 |
| 3.2.4 Cd处理下不同品种高羊茅的Cd外泌系数和Cd转运系数 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 高羊茅对Cd的积累、转运和外泌 |
| 3.3.2 Cd胁迫下高羊茅的光合特性 |
| 3.3.3 不同品种高羊茅对Cd胁迫的耐性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高羊茅叶片泌镉的生理特性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 植物材料与培养 |
| 4.1.2 Cd处理浓度对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.1.3 Cd处理时间对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.1.4 不同叶位叶片对Cd的积累和外泌的影响 |
| 4.1.5 Cd在高羊茅体内的转运与外泌特性研究 |
| 4.1.6 统计方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 Cd处理浓度对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.2.2 Cd处理时间对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.2.3 不同浓度Cd处理下高羊茅不同叶位叶片对Cd的外泌和积累 |
| 4.2.4 Cd在高羊茅体内的转运与外泌特性研究 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 高羊茅叶片泌Cd与Cd处理浓度及时间的关系 |
| 4.3.2 高羊茅叶片外泌Cd浓度与叶片中Cd浓度之间的关系 |
| 4.3.3 Cd外泌在高羊茅不同叶位叶片之间的差异 |
| 4.3.4 Cd在高羊茅体内的积累、转运及外泌 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物生长调节剂对高羊茅外泌镉的调控 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 植物材料与培养 |
| 5.1.2 试验设计和处理 |
| 5.1.3 测定项目与方法 |
| 5.1.4 统计方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅生长的影响 |
| 5.2.2 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅叶片光合特性的影响 |
| 5.2.3 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅外泌和积累Cd的影响 |
| 5.2.4 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅Cd外泌系数和Cd转运系数的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 植物生长调节剂对高羊茅Cd胁迫的缓解作用 |
| 5.3.2 植物生长调节剂对高羊茅积累、转运、外泌Cd的调控作用 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 锌对高羊茅外泌镉的调控 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 植物材料与培养 |
| 6.1.2 试验设计和处理 |
| 6.1.3 测定项目与方法 |
| 6.1.4 统计方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 Cd和Zn对高羊茅生长的影响 |
| 6.2.2 Zn对高羊茅积累和转运Cd的影响 |
| 6.2.3 Zn对高羊茅叶片外泌Cd的影响 |
| 6.2.4 不同Zn、Cd浓度下高羊茅对Zn的积累和转运 |
| 6.2.5 不同Zn、Cd浓度下高羊茅体内的Zn、Cd含量 |
| 6.2.6 Cd与Zn的互作 |
| 6.2.7 高羊茅木质部汁液中Cd离子及矿质离子浓度 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 Cd和Zn对高羊茅生长的影响 |
| 6.3.2 Cd和Zn在高羊茅根系中的互作 |
| 6.3.3 Cd和Zn在高羊茅叶片中的互作 |
| 6.3.4 Zn对高羊茅积累、转运、外泌Cd的调控作用 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 镉诱导条件下高羊茅转录组响应研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 植物材料与培养 |
| 7.1.2 试验设计和处理 |
| 7.1.3 RNA的提取 |
| 7.1.4 转录组文库的建立 |
| 7.1.5 聚类和测序 |
| 7.1.6 数据分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 转录组测序数据组装 |
| 7.2.2 Cd处理对高羊茅叶片与根系基因表达的影响 |
| 7.2.3 差异表达基因(DEGs)筛选 |
| 7.2.4 差异表达基因GO功能富集分析 |
| 7.2.5 差异表达基因KEGG通路富集分析 |
| 7.2.6 Cd诱导下高羊茅叶片和根系的转录调控 |
| 7.2.7 耐Cd性相关基因及转录因子 |
| 7.2.8 金属离子转运相关基因 |
| 7.2.9 蒸腾作用相关基因 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 高羊茅对Cd胁迫的整体转录模式 |
| 7.3.2 Cd胁迫下高羊茅的解毒机制 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
（6）水生植物功能化吸附剂对重金属的吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属污染的危害 |
| 1.1.1 铜污染 |
| 1.1.2 铅污染 |
| 1.1.3 镍污染 |
| 1.1.4 铬污染 |
| 1.2 重金属废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 置换共沉淀法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.2.5 光催化法 |
| 1.2.6 芬顿反应 |
| 1.2.7 吸附法 |
| 1.3 生物质吸附材料的应用 |
| 1.3.1 米糠皮/稻壳 |
| 1.3.2 玉米芯 |
| 1.3.3 水果/蔬菜废物 |
| 1.3.4 植物纤维 |
| 1.4 论文的选题意义和研究内容 |
| 1.4.1 本论文的选题意义 |
| 1.4.2 本论文的研究内容 |
| 第2章 氨基化空心莲子草吸附剂对水中Cu(Ⅱ)的吸附行为研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 化学试剂与仪器 |
| 2.2.2 材料制备 |
| 2.2.3 仪器分析与表征 |
| 2.2.4 批量吸附实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料表征结果 |
| 2.3.2 吸附剂剂量的影响 |
| 2.3.3 溶液pH的影响 |
| 2.3.4 吸附动力学 |
| 2.3.5 吸附等温线 |
| 2.3.6 吸附热力学 |
| 2.3.7 再生性能 |
| 2.3.8 吸附机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 氨基化浮萍吸附剂对水中Ni(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附行为研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 化学试剂与仪器 |
| 3.2.2 材料制备 |
| 3.2.3 仪器分析与表征 |
| 3.2.4 批量吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料表征结果 |
| 3.3.2 吸附剂剂量的影响 |
| 3.3.3 溶液pH的影响 |
| 3.3.4 吸附动力学 |
| 3.3.5 吸附等温线 |
| 3.3.6 吸附热力学 |
| 3.3.7 再生性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 羧基化水葫芦吸附剂对水中Cu(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)和Cr(VI)的吸附行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 材料制备 |
| 4.2.4 批量吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料表征结果 |
| 4.3.2 吸附剂剂量的影响 |
| 4.3.3 溶液pH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 |
| 4.3.7 再生性能 |
| 4.3.8 成本评估 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
| 附录 B 攻读学位期间获得的奖励与荣誉 |
| 致谢 |
（7）植物富集-热解法制备ZnO NPs/BC及其降解四环素的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 材料制备方法研究现状 |
| 1.1.1 纳米氧化锌概述 |
| 1.1.2 水葫芦的研究进展 |
| 1.1.3 水葫芦富集法的选题思路 |
| 1.2 目标污染物与氧化剂研究现状 |
| 1.2.1 TC废水特点分析及处理进展 |
| 1.2.2 基于过硫酸盐高级氧化技术的研究现状 |
| 1.2.3 TC与过硫酸盐的选题思路 |
| 1.3 主要研究内容及意义 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.3.4 创新性分析 |
| 第二章 水葫芦对ZnO NPs的富集及ZnO NPs/BC的制备表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 ZnO NPs的离子释放 |
| 2.3.2 水葫芦对ZnO NPs的富集作用 |
| 2.3.3 ZnO NPs/BC的制备及表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 不同反应体系及试验条件对TC降解的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 最佳暗反应时间的确定 |
| 3.3.2 不同反应体系下TC的降解 |
| 3.3.3 试验条件对TC降解的影响 |
| 3.3.4 溶液中常见阴离子及天然有机物对TC降解的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 反应机理探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 自由基鉴定及贡献度分析 |
| 4.3.2 含氧官能团对TC降解的贡献 |
| 4.3.3 PFRs对 TC降解的贡献及性能分析 |
| 4.3.4 UV激发的ZnO NPs与 PS对 TC降解的贡献 |
| 4.3.5 TC降解中间产物及降解路径分析 |
| 4.3.6 反应机理的建立 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间获得的科研成果 |
（8）用于去除水体重金属的胺化及金属改性木质素吸附剂的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属离子及含P污染物的去除方法 |
| 1.2.1 膜分离法 |
| 1.2.2 生物处理法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 化学沉淀法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.2.6 絮凝法去除重金属离子 |
| 1.2.7 电解还原法去除重金属离子 |
| 1.2.8 结晶法去除含P污染物 |
| 1.3 木质素及其衍生物在水处理中的应用 |
| 1.4 本文的研究意义及创新点 |
| 1.4.1 研究内容、研究方法及技术路线 |
| 1.4.2 创新点 |
| 2 胺化木质素的制备及性能表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.3 胺化木质素的制备与表征 |
| 2.4 对重金属及P的吸附实验 |
| 2.4.1 单一污染物吸附实验 |
| 2.4.2 混合污染物吸附实验 |
| 2.4.3 pH对a-CL吸附As(V)的影响 |
| 2.4.4 a-CL对As(V)的吸附等温线 |
| 2.4.5 a-CL对As(V)的吸附动力学 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 FTIR测试 |
| 2.5.2 XPS测试 |
| 2.5.3 XRD测试 |
| 2.5.4 SEM测试 |
| 2.5.5 吸附实验 |
| 2.5.6 a-CL对As(V)的吸附等温线 |
| 2.5.7 a-CL对As(V)的吸附动力学 |
| 2.6 胺化木质素的吸附机理研究 |
| 2.7 小结 |
| 3 金属基木质素的制备及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.3 金属基木质素的制备与表征 |
| 3.4 表征与测试 |
| 3.5 三种含氧阴离子的吸附实验 |
| 3.6 形貌结构表征与讨论 |
| 3.6.1 FTIR测试 |
| 3.6.2 XPS测试 |
| 3.6.3 XRD测试 |
| 3.6.4 SEM测试 |
| 3.7 吸附实验结果与讨论 |
| 3.7.1 单一污染物吸附实验 |
| 3.7.2 混合污染物吸附实验 |
| 3.7.3 吸附等温线模型拟合 |
| 3.7.4 吸附动力学模型拟合 |
| 3.7.5 M@a-CL的吸附/脱附实验 |
| 3.8 小结 |
| 4 金属基胺化木质素在太原盆地地下水治理中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验试剂与仪器 |
| 4.3 地下水样吸附研究 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的论文及研究成果 |
（9）水葫芦生物炭对重金属竞争吸附特性及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 低成本吸附材料的研究进展 |
| 1.2.2 生物炭制备条件的研究 |
| 1.2.3 竞争吸附研究进展 |
| 1.2.4 存在不足与亟需解决的问题 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 水葫芦吸附材料制备及表征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 水葫芦吸附材料制备 |
| 2.1.3 水葫芦吸附材料主要性能表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 水葫芦吸附材料的Zeta电位和p H结果分析 |
| 2.2.2 水葫芦吸附材料电镜扫描-能谱(SEM-EDS)结果分析 |
| 2.2.3 水葫芦吸附材料比表面积和孔径分布结果分析 |
| 2.2.4 水葫芦吸附材料红外光谱结果分析 |
| 2.2.5 水葫芦吸附材料X射线衍射(XRD)结果分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 3 种吸附材料对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)吸附效果研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 重金属吸附实验 |
| 3.1.3 重金属浓度的测定方法 |
| 3.1.4 数据分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 3 种吸附材料对Cu~(2+)的吸附效果分析 |
| 3.2.2 3 种吸附材料对Pb~(2+)的吸附效果分析 |
| 3.2.3 3 种吸附材料对Cd~(2+)的吸附效果分析 |
| 3.2.4 3 种吸附材料对Zn~(2+)的吸附效果分析 |
| 3.3 吸附机理探讨 |
| 3.3.1 沉淀作用 |
| 3.3.2 离子交换 |
| 3.3.3 其他机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水葫芦生物炭对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)竞争吸附机制研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.5 重金属浓度的测定方法 |
| 4.1.6 数据分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 生物炭对二元复合体系吸附结果分析 |
| 4.2.2 生物炭对三元复合重金属体系竞争吸附结果分析 |
| 4.2.3 生物炭对四元复合重金属体系吸附结果分析 |
| 4.2.4 竞争吸附机理研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 响应曲面法优化水葫芦生物炭制备条件研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 单因素实验结果 |
| 5.2.2 响应曲面实验的优化结果和分析 |
| 5.2.3 优化后的生物炭对重金属离子等温吸附拟合结果分析 |
| 5.2.4 优化生物炭性能表征 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 正磷酸盐-铜尾矿-水葫芦吸附材料联用系统及应用 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试材料 |
| 6.1.2 铜尾矿热改性及表征方法 |
| 6.1.3 模拟正磷酸盐溶液对铜尾矿淋溶实验 |
| 6.1.4 水葫芦吸附材料吸附渗滤液中重金属实验 |
| 6.1.5 数据处理方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 铜尾矿热改性性能表征结果 |
| 6.2.2 土柱淋溶后渗滤液中成分分析 |
| 6.2.3 水葫芦吸附材料对渗滤液中Cu~(2+)的吸附结果分析 |
| 6.2.4 水葫芦吸附材料对渗滤液中Cd~(2+)的吸附结果分析 |
| 6.2.5 水葫芦吸附材料对渗滤液中Zn~(2+)的吸附结果分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 论文主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附:攻读学位期间已发表和撰写的学术论文 |
（10）水葫芦净化水中重金属及其生物炭的制备和性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水环境污染 |
| 1.1.2 水体重金属污染 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 植物修复净化水质 |
| 1.2.2 生物质炭的来源和制备 |
| 1.2.3 生物质炭作吸附剂的应用 |
| 1.2.4 生物质炭作超级电容器的应用 |
| 1.3 研究意义和目标 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 第二章 水葫芦对水体中Fe、Co、Ni三种重金属净化能力研究 |
| 前言 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 仪器和药品 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 初始重金属浓度对吸附的影响 |
| 2.2.2 不同吸附时间及不同重金属的影响 |
| 2.2.3 不同部位吸附量比较 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 水葫芦生物质炭的制备及其对水中Cr (Ⅵ)吸附研究 |
| 前言 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 仪器和药品 |
| 3.1.2 材料的制备 |
| 3.1.3 吸附试验 |
| 3.1.4 表征方法 |
| 3.1.5 吸附等温线及动力学 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 水葫芦热解特性及生物质红外光谱分析 |
| 3.2.2 热解温度对Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 3.2.3 pH值对Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 3.2.4 吸附等温线 |
| 3.2.5 吸附动力学 |
| 3.2.6 机理分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水葫芦生物质炭制备及其电容性能研究 |
| 前言 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 仪器和药品 |
| 4.1.2 材料的制备 |
| 4.1.3 样品表征 |
| 4.1.4 电化学分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同密封条件比较 |
| 4.2.2 表征结果 |
| 4.2.3 电化学性能分析 |
| 4.3 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 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
四、水葫芦对五种重金属离子的去除速率与富集机制研究（论文参考文献）
- [1]改性生物炭对于水中重金属与有机污染物去除的性能与机理[D]. 孙晨. 浙江大学, 2021
- [2]六种水生植物对水体重金属的净化能力研究[D]. 孙翔. 安徽理工大学, 2020(07)
- [3]水葫芦生物炭吸附水体重金属性能优化及影响因素研究[D]. 周经红. 安徽工程大学, 2020
- [4]AM强化型立体生态浮床处理含盐废水研究[D]. 高鹏. 北京化工大学, 2020(02)
- [5]高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究[D]. 董沁. 上海交通大学, 2020(01)
- [6]水生植物功能化吸附剂对重金属的吸附行为研究[D]. 屈伟. 湖南大学, 2020(07)
- [7]植物富集-热解法制备ZnO NPs/BC及其降解四环素的机理研究[D]. 许入义. 武汉理工大学, 2020(08)
- [8]用于去除水体重金属的胺化及金属改性木质素吸附剂的研究[D]. 黄纯德. 中北大学, 2020(12)
- [9]水葫芦生物炭对重金属竞争吸附特性及机制研究[D]. 周润娟. 安徽师范大学, 2019(06)
- [10]水葫芦净化水中重金属及其生物炭的制备和性能研究[D]. 付卫静. 河南师范大学, 2019(07)