一、石油磺酸盐水溶液同高岭土的吸附平衡及其与Zeta电位的关系（论文文献综述）
闫秋羽[1]（2021）在《修饰改性的纳米零价铁吸附降解有机污染物的研究》文中研究表明纳米零价铁（nZVI）具有低毒性、低成本和高的还原能力(Fe2+/Fe0,EH0=-0.447V)的性质,是一种很有前途的去除包括重金属离子、无机阴离子、卤代有机物、药物、酚类化合物以及染料等多种常见污染物的材料,但由于容易发生团聚和被氧化,使其应用受到限制,因此如何避免纳米零价铁粒子的团聚、提高其反应活性成为该领域的研究热点。本文采用天然高分子材料壳聚糖（CS）、多孔负载支撑材料硅藻土（DA）、表面活性剂十二烷基苯磺酸钠（SDBS）分别作为nZVI制备过程中的稳定修饰剂、负载剂和表面改性剂,制备了壳聚糖稳定修饰的纳米零价铁（CS/nZVI）、硅藻土负载的壳聚糖修饰的纳米零价铁（CS/DA/nZVI）、十二烷基苯磺酸钠改性的壳聚糖修饰的纳米零价铁（SDBS/CS/nZVI）3种吸附材料,并将其分别应用于盐酸四环素（TC）、刚果红（CR）、结晶紫（CV）有机污染物的吸附降解。主要研究内容如下:（1）以壳聚糖（CS）为稳定剂,采用液相还原法制备CS修饰的nZVI,将其用于去除抗生素类有机污染物盐酸四环素TC的研究。考察了CS和nZVI的质量比,p H、溶液初始浓度等单因素对吸附性能的影响,并进行了热力学和动力学的拟合分析。结果表明:CS可以阻止nZVI的团聚,当CS与nZVI的质量比为1:7、吸附剂用量50mg、溶液初始浓度60 mg/L时,60 min去除率和吸附容量分别为98.31%和117.97mg/g。吸附动力学符合准二级动力学方程,计算所得初始速率为93.31 mg·g-1·min-1,高于nZVI的。吸附等温线符合Liu等温方程式,预示复合材料表面活性未定能量不同,同时该过程是一个放热的、熵减少的自发过程。机理分析显示,由于CS的稳定作用,复合材料对TC的去除主要通过静电引力、氢键以及nZVI的降解作用完成,同时由于CS的引入提高了nZVI的长效稳定性,120天后仍然具有86.23%的去除率,远远高于nZVI（56.65%）。（2）以壳聚糖（CS）为稳定剂,硅藻土（DA）为负载剂,采用液相还原法制备CS/DA/nZVI复合材料,将其用来去除阴离子染料刚果红（CR）。单因素考察结果是:吸附剂用量40 mg、溶液初始浓度100 mg/L时,60 min时CS/DA/nZVI（1:7:7）对CR的去除就达到平衡,去除率和吸附容量分别为98.85%和247.14 mg/g。吸附动力学和热力学拟合结果表明,CS/DA/nZVI（1:7:7）对CR的吸附符合准二级动力学方程和Freundlich吸附等温方程。通过热力学参数分析可知,CS/DA/nZVI（1:7:7）对CR的吸附是一个放热、熵增加的自发过程。复合材料对不同阴离子、阳离子染料吸附结果显示静电吸引和与含有-NH2和-SO3-官能团之间氢键的存在会提高去除能力。（3）采用不同阴离子表面活性剂木质素磺酸钠（SLS）、十二烷基磺酸钠（SDS）、十二烷基苯磺酸钠（SDBS）对CS/nZVI（1:7）进一步改性,然后去除溶液中的阳离子染料结晶紫（CV）。根据去除率的高低确定了0.2 g SDBS作为改性剂,采用液相还原法制备了SDBS/CS/nZVI。通过SEM和BET分析,nZVI在CS的稳定和SDBS的改性修饰下得到良好的分散,粒径变得更小,比表面积增大了一倍。单因素研究显示298 K下,当吸附剂用量50 mg、溶液初始浓度100 mg/L时,SDBS/CS/nZVI对CV的吸附去除在30 min时就达到了平衡,去除率和吸附容量分别为98.35%和196.69 mg/g。在p H为3～11的范围内去除率始终保持在96%以上。动力学研究表明,SDBS/CS/nZVI对CV的吸附符合准一级动力学方程,降解则符合准二级还原动力学方程。吸附过程符合Liu吸附等温线模型,热力学研究参数拟合结果表明,该过程是一个放热、熵减少的自发过程。由于SDBS的引入,复合材料表面带有负电荷,静电吸引和nZVI的降解作用是高吸附率的主要原因（4）考虑到工程实践应用,对CS/nZVI（1:7）去除TC、CS/DA/nZVI（1:7:7）去除刚果红和SDBS/CS/nZVI去除结晶紫分别进行了动态吸附实验。通过单因素实验确定了各自最佳的工艺条件,其结果如下:在蠕动泵转速为100 r/min,吸附剂投加量为0.2 g,溶液初始浓度为5 mg/L时,CS/nZVI（1:7）对TC的去除率和吸附容量分别为94.53%和7.09 mg/g。蠕动泵转速为100 r/min,吸附剂投加量为0.2 g,溶液初始浓度为15 mg/L时,CS/DA/nZVI（1:7:7）对CR的去除率和吸附容量分别为97.00%和21.83 mg/g。蠕动泵转速为100 r/min,吸附剂投加量为0.2 g,溶液初始浓度为15 mg/L时,SDBS/CS/nZVI对CV的去除率和吸附容量分别为90.23%和20.30 mg/g。可以看出,与静态实验相比,在满足高去除率的前提下,动态吸附实验需要更多的吸附剂用量,适用于处理初始浓度更小的污染物,且达到吸附平衡用时更多。
龚浪[2]（2021）在《改性碱木质素—黏土复合物的制备及其对水中抗生素和重金属的去除性能研究》文中研究说明现代工业和农业废水中通常同时包含抗生素和重金属这两种或多种组份的污染物,处理该类污染物比处理单一组份的污染物更加复杂,研究吸附剂在单一组份和双组份中不同的吸附行为对处理实际废水有巨大的帮助。本文研究了碱木质素在吸附方面的应用,即以碱木质素为主要原料,通过化学改性制备出形状规则的磷酸碱木质素（PAL）,并对抗生素和重金属进行单组份和双组份吸附实验。将PAL负载到高岭土和Fe3O4上制备出磁性复合材料（MKL-PAL）对抗生素和重金属进行单组份和双组份吸附实验。探究了碱木质素的还原性在去除抗生素和重金属方面的应用,用碱木质素和聚乙烯亚胺交联聚合物来固化纳米铁和蒙脱土制备出复合材料L/P-nZVI@Mnt来吸附K2Cr O4和降解抗生素。主要内容和结果如下:（1）以环氧氯丙烷连接剂,磷酸二氢钠为改性试剂将磷酸基团接枝到碱木质素上面,制备形状规则的磷酸碱木质素（PAL）来吸附盐酸左氧氟沙星（LH）。通过不同的表征手段（FTIR,XRD,SEM）证明了磷酸基团与碱木质素成功结合,PAL的比表面积为9.53 m2/g是AL的5.5倍。在静态吸附条件下系统地研究了初始浓度,溶液pH,接触时间和温度对吸附的影响。结果表明,最佳添加量为0.02 g/50 m L;当LH的浓度为80 mg/L时,去除率在80min内达到100%;PAL对LH的最大吸附量为389.1 mg/g。在LH和Pb2+双组分溶液中,PAL对Pb2+的吸附量上升,对LH的吸附量下降。通过对吸附LH前后的PAL进行FTIR和XPS表征分析出吸附机理,结果表明,PAL吸附LH主要是通过π-π相互作用、静电相互作用以及氢键。（2）用共沉淀法制备磁性高岭土（MKL）,然后对MKL和碱木质素（AL）进行原位磷酸改性制备磁性高岭土负载磷酸碱木质素的复合物（MKL-PAL）。通过不同的表征手段（FTIR,XRD,SEM,T G）证明PAL成功负载在高岭土和Fe3O4上。在静态吸附条件下系统地研究了MKL-PAL的最佳制备条件,添加量,初始浓度,接触时间和温度对吸附LH的影响。结果表明:MKL的添加量为0.5 g时用来负载PAL制备出的MKL-PAL吸附性能最高,最佳添加量为0.02 g/50 m L;当LH的浓度为80 mg/L时,去除率40min内达到99.3%;最大吸附量为528.6 mg/g。与PAL相比,负载到MKL上的PAL对LH的吸附能力、热稳定性以及pH适应性得到提升。在LH和Pb2+双组分溶液中,MKL-PAL对Pb2+的吸附量上升,对LH的吸附量下降。（3）用液相还原法将制备的纳米铁（nZVI）负载在蒙脱土（Mnt）上,然后用碱木质素（AL）和聚乙烯亚胺（PEI）的交联反应固定水中的nZVI和Mnt制备复合材料L/P-nZVI@Mnt来吸附并还原水中的K2Cr O4和降解水中的左氧氟沙星（Lev）。通过不同的表征手段（FTIR,XRD,SEM）证明了交联聚合物成功包覆nZVI同时插层蒙脱土。吸附K2Cr O4的实验表明,K2Cr O4先被L/P-nZVI@Mnt吸附后被nZVI还原成无毒Cr3+。降解Lev的实验表明,用K2（SO4）2作氧化剂可以有效降解水中的Lev。L/P-nZVI@Mnt具有很好可重复使用性能。
张勤虎[3]（2021）在《不同铝源羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd（Ⅱ）的性能及机理研究》文中研究指明随着工业技术的发展,水体中重金属污染事件日益频发,尤其以镉污染事件较为突出。镉的毒性较强,能够在较低的浓度下,对人体、动物和植物造成伤害。因此,探索经济高效的镉污染处理技术是当前环境科学领域研究的热点。凹凸棒土是我国储量非常丰富的一种黏土矿物,其价格便宜,又具有较大的比表面积和较强的吸附性能,被广泛用于水体中重金属及其它污染物的去除。然而原生凹凸棒土在水体中对镉的吸附性能却相对较弱,因此通过一些改性方法将凹凸棒土进行改性处理,以提升其对水溶液中镉的吸附性能,具有一定的研究价值。本文利用无机铝盐Al2（SO4）3·18H2O和Al Cl3·6H2O以及有机铝盐Al（OH）（CH3COO）2·2H2O,通过共沉淀的方式,分别制备羟基氧化铝改性凹凸棒土。并将无机铝盐制备的羟基氧化铝改性凹凸棒土在600℃时做煅烧处理,制备煅烧处理羟基氧化铝改性凹凸棒土。将上述制备的改性材料作为吸附剂,以Cd（Ⅱ）为目标污染物,研究在不同的溶液p H值、不同的Cd（Ⅱ）初始浓度、不同反应时间、不同反应温度和不同投加量下吸附剂对Cd（Ⅱ）吸附性能的影响。结合扫描电镜（SEM）、能谱（EDS）、透射电镜（TEM）、红外光谱（FTIR）、X射线衍射仪（XRD）、Zeta电位等分析测试手段,考察改性凹凸棒土的微观形貌、结构、晶型以及表面基团等。深入研究不同铝盐所制备的改性凹凸棒土对Cd（Ⅱ）吸附性能的差异所在,并讨论吸附机理。主要研究结果如下:1、以Al2（SO4）3·18H2O和Al Cl3·6H2O为铝源,制备羟基氧化铝改性凹凸棒土(ATP-SO42-和ATP-Cl-),并与原土ATP进行Cd（Ⅱ）的吸附性能研究。结果表明:（1）ATP、ATP-SO42-和ATP-Cl-对Cd（Ⅱ）的吸附量随着溶液p H、溶液初始Cd（Ⅱ）浓度和吸附时间的增加而增加,吸附量大小为ATP-Cl->ATP>ATP-SO42-。ATP-Cl-更符合Freundlich等温模型,ATP和ATP-SO42-则符合Langmuir等温模型。三种吸附剂吸附平衡时间为12 h时,均符合准二级动力学方程。（2）三种吸附剂的吉布斯自由能变（ΔG°）均为负值,表示吸附反应都是自发进行的,并且属于物理吸附类型。焓变值（ΔH°）分别为-20.78、-49.49和-31.74 k J·mol-1,这表明三种吸附剂的吸附反应均是放热反应。熵变（ΔS°）分别为-45.38、-80.82和-147.91 J·mol-1·K-1,说明三种吸附剂的吸附反应是向着有序的方向进行的。（3）表征手段显示ATP-SO42-和ATP-Cl-表面均成功包覆羟基氧化铝。但是ATP-Cl-中棒晶的分散程度比ATP-SO42-的棒晶分散程度要好,且表面粗糙度增加。改性之后ATP-SO42-和ATP-Cl-的键位和基团比ATP有一定变化,但晶型无变化。改性之后表面负电荷均少于未改性前,但ATP-Cl-表面负电荷仍多于ATP-SO42-。2、将原土ATP和上述制备的ATP-SO42-和ATP-Cl-在温度为600℃时进行煅烧处理,制备了C-ATP、C-ATP-SO42-和C-ATP-Cl-三种煅烧处理后的吸附剂。研究这三种吸附剂对Cd（Ⅱ）的吸附性能。结果表明:（1）C-ATP、C-ATP-SO42-和C-ATP-Cl-对Cd（Ⅱ）的吸附量随着溶液p H、溶液初始Cd（Ⅱ）浓度和吸附时间的增加而增加,吸附量大小为C-ATP>C-ATP-Cl->C-ATP-SO42-,均符合Langmuir等温模型。三种吸附剂吸附平衡时间为2 h时,均符合准二级动力学方程。（2）三种吸附剂的吉布斯自由能变（ΔG°）均为负值,表示吸附反应均是自发进行,并且属于物理吸附类型。焓变值（ΔH°）分别为-38.61、35.69和13.82 k J·mol-1,表明C-ATP的吸附过程是放热的,而C-ATP-SO42-和C-ATP-Cl-的吸附过程是吸热的。熵变值（ΔS°）分别为-89.94、144.36和66.33 J·mol-1·K-1,说明C-ATP的吸附反应是向着有序的方向进行的,而C-ATP-SO42-和C-ATP-Cl-却是向着无序方向进行的。（3）表征手段显示三种吸附剂的棒晶均有烧结和断裂现象出现,而C-ATP-SO42-棒晶的团聚现象更为明显。煅烧处理之后键位和基团会比未煅烧前有明显变化,羟基氧化铝在高温作用下,会转变成为γ-Al2O3相。而煅烧之后的晶型结构无明显变化。改性之后三种吸附剂表面负电荷均比未改性前有所减少,然而负电荷量随着p H的升高而接近一致。3、以碱式醋酸铝Al（OH）（CH3COO）2·2H2O为铝源,制备羟基氧化铝改性凹凸棒土ATP-AC,并进行Cd（Ⅱ）的吸附性能研究。结果表明:（1）ATP-AC对Cd（Ⅱ）的吸附量随着溶液p H、溶液初始Cd（Ⅱ）浓度和吸附时间的增加而增加,其更符合Freundlich等温模型。在反应温度分别为293 K、303 K和313 K时,计算出的最大吸附量分别为5.50、10.35、12.95 mg·g-1。吸附平衡时间为6 h,符合准二级动力学方程。（2）ATP-AC在293至313 K的温度范围内,吉布斯自由能变（ΔG°）分别为-6.27,-9.39,-10.31 k J·mol-1,表示吸附反应是自发进行的,并且升温更有利于自发进行。反应焓变值（ΔH°）为53.22 k J·mol-1,熵变值（ΔS°）为204 J·mol-1·K-1,说明ATP-AC对Cd（Ⅱ）的吸附是放热反应,且向着有序的方向进行。（3）表征手段显示ATP-AC表面成功包覆羟基氧化铝。其羟基氧化铝絮体轮廓更为明显,改性后有基团和键位有一定的变化,但是晶型结构无明显变化,表面负电荷量比未改性前有所降低。总体看来,不同无机铝盐制备的羟基氧化铝改性凹凸棒土,由于伴随阴离子的不同而影响了吸附效果,对Cd（Ⅱ）吸附性能大小为ATP-Cl->ATP>ATP-SO42-。将ATP、ATP-SO42-和ATP-Cl-在600℃煅烧处理后,显着提升了对Cd（Ⅱ）的吸附性能,此时吸附性能大小为C-ATP>C-ATP-Cl->C-ATP-SO42-。而有机铝盐制备的羟基氧化铝改性凹凸棒土（ATP-AC）比ATP、ATP-SO42-和ATP-Cl-有着更好的吸附性能。这些都为羟基氧化铝改性凹凸棒土在水处理中的应用提供了理论指导。
陈茹霞[4]（2021）在《煤泥滤饼孔隙结构的物理化学调控原理及其实践》文中指出在碳达峰、碳中和的大背景下,优化和调整能源结构、高效清洁利用煤炭资源势在必行。煤泥水作为煤炭工业的主要污染源之一,有效的煤泥水固液分离技术成为煤炭清洁利用的关键环节。本文首先研究了化学助滤剂及骨架构建体助滤剂对煤泥脱水效果的影响规律,在此基础上,设计了一种物理化学复合助滤剂以进一步改善煤泥脱水效果。其次,通过原子力显微镜、分子模拟、扩展的DLVO理论计算等手段揭示了助滤剂与煤泥颗粒间的相互作用机理并分析了骨架构建体助滤剂对煤泥滤饼的骨架支撑作用机理,同时,采用低场核磁共振技术和CT扫描技术分析了复合药剂对滤饼水分分布的影响规律以及对煤泥滤饼结构的优化机理。最后,通过颗粒流数值模拟分析了滤饼动态生长规律及细颗粒在滤饼中的迁移规律,研究了不同助滤剂对煤泥颗粒迁移的影响及滤饼结构的调控机制。得到主要结论如下:（1）十八烷基三甲基氯化铵STAC可以提高煤泥水过滤速度,降低滤饼水分,减小滤饼平均质量比阻,显着改善过滤效果。阴离子聚丙烯酰胺5250和非离子聚丙烯酰胺333均可以显着提高煤泥的过滤速度,降低滤饼平均质量比阻,但是会增加滤饼水分。硅藻土、珍珠岩、纤维素均可以不同程度上提高煤泥过滤速度,降低滤饼平均质量比阻,球形SiO2由于粒度大且均匀,在煤泥滤饼中起到了很好的骨架支撑作用,过滤效果改善最为明显。相较于单一助滤剂,本文设计的GH型复合药剂能够进一步提高煤泥过滤性能,随着GH型复合药剂中Micron-SiO2球用量的增加,过滤速度明显增加,滤饼水分和滤饼比阻逐渐降低。（2）原子力显微镜（AFM）原位测试结果表明:在去离子水中,两个煤表面之间的粘附力随pH的增加而降低,并在pH 10时从负值变为正值。在阴离子聚丙烯酰胺5250溶液中,pH 4时粘附力为-2.71 n N,大于pH 10的值。但是,在pH 10时观察到最大的絮凝力（-1.87 n N）和最广的作用范围（45 nm）,与沉降试验和絮团尺寸结果相吻合。STAC分子以簇状或短条状吸附到煤表面上,以单层和多层吸附为主。STAC分子在高岭石硅氧面的吸附形态呈现出斑点和点状外观,吸附厚度存在2nm和4nm左右两种情况,发生了单层吸附和双层吸附。STAC分子在高岭石铝氧面的吸附主要表现为斑片状吸附,吸附高度大部分集中在2-3 nm,以单层吸附为主。同时,分子模拟结果表明:由于高岭石铝氧面上的-OH官能团,额外的水分子存在于高岭石001面和STAC分子之间,这些分子可能充当STAC分子在高岭石001表面吸附的桥梁。与STAC分子的其余部分相比,STAC分子的氮原子更靠近颗粒表面吸附。因此STAC分子的烷基链伸入水中,水分子在颗粒表面的移动受到的限制减小,从而使煤和高岭石的疏水性增加,改善了煤泥的固液分离效果。（3）硅藻土骨架构建体的孔多数为通孔,有利于水分流通,而活性炭的孔多数为盲孔,不能形成有效的水分迁移路径,球形SiO2形成的滤饼孔隙率更大,更有利于脱水。同时,CT测试结果表明,复合药剂可以提高滤饼的孔隙率和孔隙的连通性。加入GH型复合药剂后,滤饼孔隙率从1.54%升高到6.67%。孔隙配位数明显增大,出现配位数大于10的孔隙,说明骨架构建体可以有效改善滤饼孔隙的连通性,在过滤过程中为水分的迁移创造出更多的路径,进而降低滤饼水分。另外,滤饼中的孔吼半径比从1.18降低到1.09,降低了水分迁移过程中的毛细阻力,从而显着提高过滤速度,改善过滤效果。GH型复合药剂可以增加煤泥滤饼中吸附水和束缚水的自由度,随着GH型复合药剂用量的增加,煤泥滤饼中吸附水和束缚水的含量从99.059%降低至96.214%,自由水的含量从0.941%升高至3.786%。（4）滤饼中的大颗粒在压力作用下主要发生滑移现象,而细颗粒由于迁移钻隙作用,促使滤饼孔隙率降低。随着细颗粒粒度的减小,颗粒在Y方向上的迁移距离基本呈增大趋势,对于30μm的滤饼主体颗粒而言,颗粒粒度小于15μm时,细颗粒的钻隙现象显着发生。两种表面活性剂均可以对煤泥颗粒产生疏水团聚作用,提高颗粒的粒度,进而提高滤饼的孔隙率及疏松度。加入STAC后,细颗粒的迁移现象明显减弱,煤泥中的小絮团在滤饼形成过程中构成了较为蓬松的结构,使得煤泥滤饼厚度增加了0.014mm,滤饼总孔隙率增加了0.042,过滤效果得到改善。由于絮凝作用,聚丙烯酰胺可以提高颗粒的粒度,形成一定数量的大絮团,降低了细颗粒的迁移,提高了孔隙率。球形SiO2骨架构建体使煤泥滤饼厚度增加了0.014 mm,总孔隙率增加了0.041,避免了颗粒的压缩变形,降低了细颗粒的迁移,因此改善了煤泥过滤效果。GH型复合药剂形成的滤饼结构更加疏松,煤泥滤饼厚度增加了0.034 mm,总孔隙率也明显增加,进一步改善了煤泥的脱水效果。
胡顺轩[5]（2021）在《低质煤的粒度调控和界面修饰及成浆性研究》文中进行了进一步梳理水煤浆储运安全便捷、燃烧效率高、污染物排放低,是一种可有力支撑煤炭清洁高效利用战略的类液体燃料。我国低质煤储量丰富,若将其作为水煤浆制备原料,不仅降低生产成本,还能提高低质煤利用效率。但由于低质煤中较高的矿物含量及复杂的煤质组成,导致其无法直接制备合格水煤浆。本论文以我国山东鲁西南地区金达（JD）和级索（JS）两种低质煤为实验样品,通过矿物分离装置对低质煤进行提质与改性处理,并解析了煤质组成、表面性质与颗粒成浆性能的关系;然后通过粒度调控改善精煤颗粒成浆性能,并揭示了微细颗粒在水煤浆级配过程中影响机制;最后通过分散剂的界面修饰作用进一步提高精煤颗粒成浆浓度,并建立了分散剂强化精煤分散的机理模型及其吸附机制。实验样品经矿物分离处理后,对比了低质煤及其精煤的煤质组成、颗粒表面性质及微观结构变化,探究了不同煤颗粒成浆性能的差异。经矿物分离装置处理后,低质煤中高岭石和石英组分被有效脱除,JD和JS煤中矿物脱除率分别为84.04和77.77%。精煤颗粒罩盖矿物显着减少,表面变得更加光滑平整,比表面积与孔隙体积均大幅度降低,具有更强的疏水性。两种精煤最大成浆浓度相比其低质煤均提高了6%,制备的水煤浆热值是其对应低质煤浆体热值的2.99和1.58倍。为改善精煤颗粒成浆性能,通过微细颗粒进行粒度调控,考察了不同级配方式对水煤浆性质影响及微细颗粒在级配过程中作用机制。研究表明,随着浆体中微细颗粒含量增加,水煤浆稳定性和流动性均逐渐提高,而成浆浓度呈现先增大后降低的趋势;当微细颗粒占比为16%时,获得的三峰级配水煤浆浓度最大,可达70%。微细颗粒在粒度级配过程中对成浆浓度存在双面影响:一是适量微细颗粒可填充粗颗粒间空隙,提高颗粒堆积效率,有利于制备高浓度水煤浆;二是微细颗粒对水分束缚能力较强,过量引入将导致浆体中自由水含量减少,使成浆浓度下降。通过分散剂修饰作用进一步提高颗粒成浆浓度,研究了木质素磺酸钠（SLF）,聚萘甲醛磺酸钠盐（NSF）和聚苯乙烯磺酸钠（PSS）三种阴离子分散剂对精煤颗粒成浆性能的影响,并揭示了分散剂在精煤颗粒上吸附机制。研究表明,NSF修饰的精煤颗粒成浆浓度最大;分散剂吸附于精煤与水界面,增强颗粒荷负电性作用是改善精煤颗粒成浆性能的主要原因;胶体稳定性理论计算结果表明分散剂修饰后颗粒的静电排斥能增大了1～3倍,颗粒能够更好地维持稳定分散状态。精煤颗粒主要由可燃有机质、高岭石、石英和黄铁矿组成,由于分散剂NSF在石英上吸附量占比最小,其在精煤颗粒上吸附主要受煤中有机质、高岭石和黄铁矿影响;XPS和接触角测试表明,分散剂在煤上吸附机制为NSF中疏水基团与有机质表面的疏水结合作用,以及NSF中亲水磺酸基团与金属元素Al和Fe的成键作用。为分析成浆浓度提高带来的经济效益,考察了水煤浆浓度及二氧化碳捕集与封存装置对煤制甲醇工艺经济性影响。结果表明,水煤浆浓度由63%增加至68%,对于180万t/a甲醇生产车间每年可节省生产成本1.86亿CNY,并减少CO2排放量0.65 Mt。引入二氧化碳捕集与封存装置（CCS）将使单位甲醇生产成本增加7-8%,但可以有效缓解由于征收碳税带来的甲醇成本上涨问题,其经济平衡点为碳税费用60 CNY/t。
谢珊珊[6]（2021）在《多孔复合管膜处理钢厂污水的应用研究》文中提出污水高效净化处理是钢铁企业提升节水效率、保证安全稳定运行的重要前提。目前,钢铁企业普遍采用砂型过滤器净化处理污水,该工艺过滤效果差、且滤料易失效。因此,开发一种净化效果佳、使用寿命长的新型净化处理工艺十分迫切。由于膜分离技术具有高效、环保和无需添加化学助剂的优势,其成为了气体净化和污水处理等领域的重要手段。然而,目前膜分离技术尚未应用于连铸冷却水的过滤工艺。本论文以连铸冷却水为研究对象,利用聚氯乙烯管膜和超高分子量聚乙烯管膜对其进行净化处理,研究了无机物颗粒种类、浓度、粒径等进水条件对膜污染的影响;在此基础上,研究了乳化油油滴粒径、电性以及进水pH等进水条件对膜污染影响,并阐明了其与无机物颗粒的相互作用关系,识别出主要的膜污染物质,有利于控制膜污染,为膜污染防治提供可行方案和理论依据。研究了多孔聚氯乙烯管膜的微观形貌、亲水疏油性及渗透性,分析了聚氯乙烯管膜在多孔复合膜过滤器中的抗污染性,结果表明:聚氯乙烯管膜内表面与外表面结构相似,均由颗粒团聚而成,微孔孔径为20-60μm,且孔径分布均匀。该管膜渗透系数小,属于弱透水材料。结合钢厂连铸浊环水工业实验数据,浊度去除率最高可达45.8%,悬浮物去除率最高可达31%,水质得以改善。然而,该管膜在使用3年后,结构被破坏,无法达到水质净化要求。选取超高分子量聚乙烯管膜,系统研究了浊环水中Fe3O4和SiO2无机物颗粒浓度和粒径对膜污染的影响规律,发现大尺寸、高浓度的无机物颗粒有利于减缓膜污染。微观结构分析显示,超高分子量聚乙烯管膜由团聚颗粒和直径为40-152 μm的大孔组成,该管膜最可几孔径为52 μm,孔隙分布较窄。重点考察了膜的分离性能:在浊环水浓度为0.1-0.4 g/L范围内,浓度为0.4 g/L不可逆污染阻力最小,通量恢复率最高可达91.41%。在无机物颗粒粒径为5-70 μm范围内,70 μm的大尺寸无机物颗粒所造成的膜污染最小。通量衰减率随无机物颗粒粒径的增大而减缓,通量恢复率随无机物颗粒粒径的增大而增加。基于浊环水中无机物颗粒对膜污染的影响,加入乳化油研究无机物颗粒与乳化油共存混合过滤对膜污染的影响,发现进水条件乳化油浓度、油滴粒径、乳化油电性和进水pH值决定了膜污染的严重程度。膜比通量下降趋势随齿轮油/CTAB-乳化油浓度的降低而减缓,从而减轻膜污染;在油滴粒径为31.36-67.69μm范围内,油滴粒径为67.69 μm的齿轮油/CTAB-乳化油浊环水过滤过程中通量造成的不可逆污染最低,膜的抗污染性最佳;进水pH值在7-11的范围内,由于pH=11时齿轮油/CTAB-乳化油呈电负性,乳化油与膜表面的静电排斥作用增加了粘附阻力,减缓了膜污染。CTAB、SDS和Tween 80三种表面活性剂合成乳化油的分离效果依次为SDS、Tween 80、CTAB;过滤齿轮油/CTAB-乳化油浊环水后的管膜污染程度最严重,其膜污染的主要机理为中间堵塞,当过滤体积超过70L时,膜污染机理向滤饼堵塞转变。而过滤齿轮油/SDS-乳化油浊环水后的管膜污染程度最小,过滤后期其膜污染的主要机理为滤饼堵塞。利用超高分子量聚乙烯管膜净化处理无机物颗粒与乳化油共存的浊环水,净水效果良好,在同等过滤条件下,其使用寿命大于聚氯乙烯管膜。构建超高分子量聚乙烯管膜为过滤元件的钢铁企业污水净化处理装置,系统研究了连铸浊环水进出水的悬浮物含量及油含量,经超高分子量聚乙烯管膜净化处理后的浊环水悬浮物的去除率最高可达32%,出水油含量可降低至3.5 mg/L,油含量去除率最高可达67%,水质能够明显改善。基于此进行制氧净环水的工业试验,通过比较过滤前后的浊度及补水量,发现制氧机净环水经过复合膜过滤器过滤处理后,补水量减少幅度高达54%,出水浊度可降低至16 NTU,浊度去除率约为37%,使水质得到明显改善。
杨梦南[7]（2021）在《氧化硅纳米片复合材料的结构调控及吸附与催化性能研究》文中研究指明纳米氧化硅材料,包括零维纳米颗粒（气相二氧化硅和介孔二氧化硅）,一维纳米纤维和纳米管,以及纳米球等,已在储能、吸附、（光）催化、气敏和生物医学等领域得到了广泛的应用。当前,随着二维材料的发展,二维形貌和结构显示出更加优良的特性,包括大比表面积和丰富的表面可接触活性点等。但有关二维氧化硅纳米片的应用相对较少,这可能是因为,化学方法合成氧化硅纳米片的过程较为复杂且成本高。因此研究者利用简单方法从廉价的二维黏土矿物,如高岭石和蛭石中衍生出非晶态氧化硅纳米片,尤其是高岭石衍生的氧化硅纳米片较为完整地保留了天然高岭石的假六边形片状结构,并具有丰富的表面可接触羟基,以及分级微/介/大孔结构。本论文即利用天然层状黏土矿物高岭石衍生的氧化硅纳米片（SiNSs）,通过多种结构调控手段开发高性能功能复合材料,探索其环境吸附与催化性能。具体体现在:（1）通过调节高岭石衍生的氧化硅和γ-AlOOH纳米片（SiNSs和AlNSs）的比例,依据纳米片尺寸和表面电荷来调控分级多孔结构,并系统研究了所得分级多孔纳米片（HPNSs）的结构组成与表面性质。结果显示,HPNSs的宽范围比表面积（217-544 m2/g）和孔体积（0.49-2.24 cm3/g）明显大于天然高岭石。其分级微/介/大孔结构是基于具有静电斥力（p H=8.5时）的多尺度纳米片的空间位阻效应构建的;同时,HPNSs的表面电荷来源于带负电的Si-OH（SiNSs）和带正电的Al-OH（AlNSs）之间的竞争。对刚果红阴离子染料的吸附实验表明,HPNSs比天然高岭石具有更大的吸附容量（63-786 mg/g）,且吸附速率极快,说明HPNSs因其表面Al-OH的静电吸附作用和分级多孔结构的物理吸附与传输作用而具有的优异吸附特性。（2）深入研究了SiNSs的性质及其在Sn（Ⅱ）还原生长法制备超细纳米银（AgNPs）中的特殊作用。通过调节Sn（Ⅱ）还原剂含量x（1.2-6.0 wt.%）,发现Sn（Ⅱ）活化的SiNSs（xSn-SiNSs）的比表面积几乎不变,其还原性也未完全随x值的增加而增加,可能是由于SiNSs表面羟基对Sn（Ⅱ）达到饱和吸附,这随后也导致xSn-SiNSs表面羟基吸附的Ag（I）前驱体减少。因此,调控所得AgNPs的尺寸和负载量都主要呈现先增加后减少的趋势。由于Janus-SiNSs羟基化表面的硅羟基对阳离子具有的静电引力以及微孔所具有的锚定作用,调控所得AgNPs的平均尺寸分布在1.71-2.16 nm,半数以上都是纳米团簇,并呈高度分散状态。复合催化剂Ag/xSn-SiNSs对4-硝基苯酚的还原反应具有高催化活性,其中Ag/2.4Sn-SiNSs在80 s内使反应完成,转化频率达3.34 min-1。（3）通过与富含羟基的多孔氧化硅纳米片SiNSs复合,制备少层的部分掺氧的氮化碳（POCN）纳米片。双二维POCN/SiNSs复合材料中,少层POCN纳米片通过前驱体三聚氰胺在SiNSs介/大孔中的空间限域热聚合得到,与此同时通过与SiNSs表面羟基的相互作用诱导部分氧掺杂,最终得到氧掺杂氮化碳（O-CN）与CN、SiNSs的复合材料。所得POCN/SiNSs对罗丹明B的光催化降解活性明显高于块状氮化碳,其中0.5POCN/SiNSs在60 min内使反应完成,具有最高的κ值（单位质量g-C3N4的表观速率常数）7.90 min-1/g,表明其具有良好的光催化特性,可能来源于较大的比表面积（160 m2/g）、增强的可见光捕获能力、增强的光生载流子分离效率和较高价带（VB）具有的强氧化能力。
张曦月[8]（2021）在《石墨烯基三维结构复合材料的制备、吸-脱附性能与应用研究》文中研究指明石墨烯基三维结构复合材料具有三维连通的网状结构,作为废水处理材料具有吸附容量大、吸附速度快、循环再生能力强、适用范围广等优点,同时也存在制备工艺复杂、成本高等缺点。为了扩大石墨烯基三维结构复合材料在水处理领域的应用范围,以聚氨酯（PU）泡沫为骨架,高阳离子交换容量的GOs为原料,根据不同需求添加壳聚糖（CS）、石墨相氮化碳（g-C3N4）,采用多次自组装法制备石墨烯基三维结构复合材料。采用FT-IR、SEM、EDS、TG-DTA等表征手段对复合材料的形貌、化学键变化进行分析与研究。以Pb2+、亚甲基蓝（MB）、橙黄G（OG）、罗丹明B（Rh B）、二甲苯、丙酮等做为目标污染物,研究了石墨烯基三维结构复合材料对重金属离子、离子型染料、油污的吸附行为以及对染料的光催化降解,获得下列结论:（1）以过硫酸钾为插层剂、高锰酸钾为氧化剂,获得了高阳离子交换容量的氧化石墨（GO）,制备过程中,主要研究了过硫酸钾插层膨胀对GO结构、含氧官能团、氧化程度、阳离子交换容量的影响。过硫酸钾插层膨胀能有效减少传统Hummers法制备GO过程中的氧化不均匀现象,以增加羟基和羧基的含量并减少由于过氧化产生的环氧基的含量,从而提高GO的阳离子交换容量,然而,过硫酸钾用量过多会使石墨在插层膨胀后浮在形成过厚的样品层,在后续氧化过程中无法良好的分散易导致氧化不均匀。当过硫酸钾与石墨质量比为5:1时,获得的GO氧化均匀,具有最大的阳离子交换容量,为579.5 mmol·100g-1。（2）以PU泡沫为骨架,利用CS在醋酸溶液中的正电性和氧化石墨烯（GOs）表面的负电性,采用多次自组装法将CS和GOs多次组装在PU泡沫上,获得PU-CS/GOs三维结构复合材料,研究PU-CS/GOs对Pb2+的吸附行为。当醋酸溶液p H为3时,CS在醋酸溶液中细分散,具有最大的表面电性。在自组装达到4次时,CS/GOs组装层基本完全包覆PU泡沫表面,具有较大的有效表面,此时,CS/GOs组装层占PU-CS/GOs复合材料质量的1.74%,PU-CS/GOs对Pb2+的吸附容量为3.21 mg·g-1,CS/GOs自组装层对Pb2+的吸附容量为184.48 mg·g-1。Pb2+在PU-CS/GOs上的吸附是一个自发的熵增过程,吸附过程吸收热量,符合拟二阶动力学模型和Langmuir等温吸附模型,Pb2+在PU-CS/GOs表面的吸附为单层吸附。（3）将PU-CS/GOs三维结构复合材料在200℃温度下进行热还原,获得PU-CS/rGOs三维结构复合材料,研究PU-CS/rGOs对有机染料和油污的吸附行为。还原后的PU-CS/rGOs具有疏水表面,CS/rGOs组装层与PU泡沫之间组装牢固,CS/rGOs组装层占PU-CS/rGOs复合材料质量的1.17%。PU-CS/rGOs对MB和OG的吸附都是吸热、熵增、自发的过程,符合拟二阶动力学模型,平衡时对MB和OG的最大吸附容量分别为6.20 mg·g-1、1.03 mg·g-1。PU-CS/rGOs对MB和OG的吸附作用力为:静电吸附、阳离子交换吸附与π-π共轭吸附。PU-CS/rGOs能吸附自身重量50倍的油污,可通过挤压回收油类,循环8次后吸附容量损失小于10%。（4）以PU泡沫为骨架,g-C3N4为主要光催化剂,GOs为连接g-C3N4和PU泡沫的桥梁,采用自组装法获得PU-GOs/g-C3N4三维结构复合材料,研究PU-GOs/g-C3N4对Rh B的光催化降解。GOs的加入能有效抑制g-C3N4在PU泡沫表面的团聚现象,增强光吸收和载流子的分离,有效抑制光生电子与空穴的复合,从而提高光催化性能。g-C3N4和GOs在可见光下对Rh B均有光催化降解能力,在光催化过程中,GOs的主要作用物是·O2-和·OH,g-C3N4和PU-GOs/g-C3N4的主要作用物均为·O2-和h+。PU-GOs/g-C3N4对Rh B的光催化符合Langmuir-Hinshelwood动力学模型,在初始浓度较低时,对Rh B的去除率可达到99.36%,当初始浓度提高到100 mg·L-1时,对Rh B的去除率可达到86.32%。
刘观胜[9]（2021）在《黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究》文中研究表明地下水是水资源的重要组成部分,由于水量稳定、水质好等特点,是农业灌溉、工矿和城市的重要水源之一。地下水资源不但对促进人类社会经济快速发展、维持生态系统良性循环、也对人类生命健康具有举足轻重的作用。然而,由于石油产品及有机溶剂的泄露、垃圾渗滤液的渗漏、有机化肥和农药的不规范使用、矿产和石油等资源的开发、以及工农业和生活污水的不达标排放等因素,造成我国城镇与农村地区的地下水受到严重污染,其中不乏大量难降解有机污染物形成长期污染源,严重威胁地下水资源的安全。地下水资源的污染治理与修复迫在眉睫。四氧化三铁纳米粒子（MNPs）和零价铁纳米粒子（nZVI）两种铁系纳米粒子具备可以直接降解有机污染物以及激活过硫酸盐氧化剂加速氧化降解多种难降解有机污染物的能力,赋予了它们在地下水原位修复中巨大的应用潜力。然而,MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子在原位应用中存在稳定性和流动性极差问题,很难将这两种铁系纳米粒子注入并有效布置到指定到受污染的含水层区域,致使基于铁系纳米粒子的地下水原位修复低效甚至难以实现。在水中溶入聚合物和表面活性剂是强化纳米粒子的分散稳定性及其传输性的一个重要途径。例如,黄原胶是一种常见的水溶性聚合物,是一种集增稠、悬浮、乳化、稳定于一体,性能最优越的生物胶。相比于其它类型的聚合物或表面活性剂,黄原胶在强化纳米粒子稳定性和传输性方面有可能起到独特效果。基于此,本文以MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子为研究对象,以强化这两种铁系纳米粒子在含水层多孔介质中分散稳定性和传输性,以及实现它们在多孔介质中的有效布置为核心科学问题,采用沉降实验、稳态流变实验、基于石英砂填充柱系统的一维柱传输实验、以及基于微流体模型的微流场传输可视化实验等研究手段与理论分析相结合的研究方法,深入开展了在表面活性剂和水溶性聚合物作为分散剂的作用下MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的沉降行为、流变行为、传输行为特征等内容的研究。这些研究工作为铁系纳米粒子在地下水原位修复中的高效应用提供了理论指导。本文具体研究工作及研究成果包括以下三个部分的内容:第一部分通过沉降实验,研究了两种表面活性剂（SDBS、Triton X-100）和五种水溶性聚合物（黄原胶、海藻酸钠、羧甲基纤维素、聚乙烯吡咯烷酮和聚苯乙烯磺酸盐）作为分散剂来稳定铁系纳米粒子的可行性。研究结果表明表面活性剂对MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子无长期稳定作用。聚合物可以显着强化铁系纳米粒子的分散稳定性,并且在所测试的五种聚合物中黄原胶的强化效果最好。黄原胶溶液存在一个改善铁系纳米粒子稳定性的临界浓度且为2.0 g/L,其在该临界浓度下可以维持铁系纳米粒子长时间不发生聚沉。黄原胶是通过网格稳定和静电稳定的联合作用机制来提高铁系纳米粒子的分散稳定性。黄原胶在临界浓度下对高浓度铁系纳米粒子也具有超强的助稳能力,且稳定期达到数十天。最后在此基础上,研究了在黄原胶不存在和存在的两种情况下,高浓度MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的沉降行为特征。研究结果表明,在黄原胶不存在的条件下,高浓度MNPs和nZVI两种悬浊液在静置沉降过程中均很快就形成明显的沉淀-清液界面,并且界面先后出现区域沉降和压缩沉降两个阶段。对于黄原胶存在的条件下,高浓度MNPs悬浊液沉降体系直到第30天左右才出现沉淀-清液界面,并且界面呈现出先作加速度沉降、后作减速度沉降的行为过程。第二部分通过稳态流变实验,研究了黄原胶溶液以及黄原胶作用下的MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的流变行为特征。研究结果表明,黄原胶溶液的流变行为特征与其自身浓度密切相关。当黄原胶浓度较低时,黄原胶溶液的零剪切粘度基本与其自身浓度成线性关系。然而,当黄原胶浓度较高时,溶液的零剪切粘度快速增加,并且溶液的零剪切粘度与黄原胶浓度成幂律函数关系。黄原胶作用下的铁系纳米粒子悬浊液均显示出剪切稀化的流变行为特征。铁系纳米粒子的存在影响着黄原胶溶液的流变行为特征,其削弱了黄原胶溶液网状结构刚度性能、降低了溶液的零剪切粘度和增大了溶液的剪切稀化特性,并且这种变化与纳米粒子浓度正相关。Cross模型可以对黄原胶溶液和黄原胶作用下的纳米粒子悬浊液的流变行为进行很好地模拟。通过分析纳米粒子浓度与流变参数以及各流变参数之间的关系使得Cross模型完全参数化,实现了对黄原胶溶液以及黄原胶作用下的铁系纳米粒子悬浊液流变行为的预测。在第三部分中,通过一维柱传输实验和微流场传输可视化实验平台,研究了黄原胶作用下的MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子在饱和多孔介质中的传输行为和分布行为特征。柱传输研究结果表明,相比于未经黄原胶作用的铁系纳米粒子在石英砂多孔介质中极差的传输性能,黄原胶作用下的铁系纳米粒子在石英砂多孔介质中具有很好的传输性能,并且其改善效果要优于诸如多羧甲基纤维素等聚合物。黄原胶作用下的铁系纳米粒子具有相当长的有效传输距离,其可以有效布满整个砂柱,且可以成功负载到石英砂介质表面。黄原胶作用下的纳米粒子在石英砂中的传输并不是随着流速的增加而持续增加,而是在一定流速范围内粒子传输随着流速增加而呈现先降低、后增加的规律。微流场传输可视化实验研究表明黄原胶作用下纳米粒子偏向在介质颗粒的背部表面形成粒子滞留层,且滞留层的厚度和颜色深度均是随着孔隙水流流速的增加而先增加后降低。这也表明粒子滞留量随着流速的增大而先增加后降低,与柱传输实验结论较为一致。最后,选用自身分散稳定性极好的聚苯乙烯微球并结合模型验证,推断黄原胶作用下的传输体系中会形成非流动区域,而非流动区域的存在是造成在某一流速范围内粒子传输是随着流速的增大呈现出先减弱后增强的主要原因。
陈超颖[10]（2021）在《毛竹纤维素基絮凝材料合成及性能研究》文中认为随着现代工业的发展,工业废水的排放量随之剧增,水污染问题也接踵而至,这使得原本有限的水资源日益短缺,因此对工业废水进行有效的处理成为了迫切的需求。在众多水处理工艺中,絮凝沉淀是最经济、简单、有效的处理方法。目前市场上应用最为广泛的是有机合成高分子絮凝剂,虽然其絮凝性能优异,但不可再生和难降解的特点使其不符合绿色发展的需要。因此,人们越来越青睐环境友好的天然高分子絮凝剂。纤维素是地球上最丰富的可降解和可再生的生物质原料之一,具有来源广泛、价格低廉等优势,而且纤维素拥有长而柔软的链段及较高的表面反应活性,因此可以作为天然改性絮凝剂的骨架。在我国南方,竹类资源丰富,且竹纤维无毒、无害、无污染,将其应用于天然高分子絮凝剂的生产,不但可以减少石油资源的消耗,还可拓展毛竹资源的应用领域,实现降本增效,提高产品附加值。本文首先以聚丙烯酰胺（PAM）为单体,通过自由基聚合的方法,将PAM接枝到毛竹纤维素（BC）上制得毛竹纤维素基絮凝材料（BC-g-PAM）,并对其合成工艺进行优化,以期得到性能优良的絮凝材料。将BC-g-PAM用于标准高岭土悬浊液的絮凝沉降,以上清液的浊度去除率为评价絮凝效果的衡量标准,结果表明,在优化制得的BC-g-PAM絮凝材料对高岭土悬浊液的浊度去除率可达96.8%。通过FT-IR、TGA、XRD和FESEM等表征,发现制得的BC-g-PAM絮凝材料具有空间网络结构。同时通过生物降解实验可知,样品60天可降解58.7%,90天降解率达到63.4%。以上数据充分说明BC-g-PAM具有优异的絮凝性能和可生物降解性。为了进一步研究BC-g-PAM絮凝材料在实际工业废水中的絮凝性能,选取了实际造纸废水和商标涂层废水作为目标废水,测试BC-g-PAM絮凝材料处理这两种实际废水的絮凝效果,以上清液的浊度去除率为评价絮凝效果的衡量标准。结果表明,当BC-g-PAM投加量为65 mg/L、聚合氯化铝（PAC）投加量为1.6 g/L、pH=4时,BC-g-PAM絮凝材料对造纸废水的浊度去除率可达99.6%,相应的悬浮物含量（SS）去除率为99.6%,且絮凝前后pH基本保持稳定。当BC-g-PAM投加量为30 mg/L、PAC投加量为6.7 mg/L、pH=7时,絮凝后商标涂层废水上清液的浊度去除率为97.5%,SS去除率为87.1%。以上数据说明BC-g-PAM处理实际工业废水的絮凝工艺“因水而异”,造纸废水和商标涂层废水经BC-g-PAM絮凝处理后水质均明显改善,同时BC-g-PAM的絮凝性能与阴离子型聚丙烯酰胺（APAM）相当且具有更高的生物可降解性,有望成为实际工业废水处理的高效且环境友好的絮凝材料。最后,本文探究了BC-g-PAM絮凝材料处理标准高岭土悬浊液的絮凝机理,为BC-g-PAM系列产品研发和高效絮凝处理工业实际废水提供理论指导。通过测定BC-g-PAM在不同pH下的Zeta电位,发现BC-g-PAM属于阴离子型絮凝剂,故选择PAC作为助凝剂。同时发现,在酸性条件下,BC-g-PAM的絮凝机理为网补卷扫的可能性更大;在中性条件下,BC-g-PAM投加量在0-140 mg/L时,BC-g-PAM的絮凝机理以吸附电中和机理为主、吸附架桥效应为辅,BC-g-PAM投加量大于140 mg/L,其絮凝机理以吸附架桥效应为主;在碱性条件下,BC-g-PAM投加量在0-120 mg/L时,BC-g-PAM的絮凝机理以吸附电中和机理为主、吸附架桥效应为辅,BC-g-PAM投加量大于120 mg/L,BC-g-PAM的絮凝机理以吸附架桥效应为主。最佳投加量会随污染物浓度的增加呈现阶梯式增大的趋势,即污染物浓度越高,所需BC-g-PAM的投加量越大。
二、石油磺酸盐水溶液同高岭土的吸附平衡及其与Zeta电位的关系（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、石油磺酸盐水溶液同高岭土的吸附平衡及其与Zeta电位的关系（论文提纲范文）
（1）修饰改性的纳米零价铁吸附降解有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水环境有机污染物现状及处理技术 |
| 1.2.1 抗生素污染 |
| 1.2.2 染料污染 |
| 1.2.3 水环境有机物污染处理现状 |
| 1.3 纳米零价铁在水环境污染处理中的研究 |
| 1.3.1 纳米零价铁降解水环境有机污染物的研究进展 |
| 1.3.2 纳米零价铁的制备 |
| 1.3.3 纳米零价铁的改性研究 |
| 1.4 天然有机高分子壳聚糖在水环境污染处理中的研究 |
| 1.5 硅藻土在水环境污染处理中的研究 |
| 1.6 本课题的研究意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 壳聚糖改性的纳米零价铁对盐酸四环素的吸附降解研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 吸附材料的制备 |
| 2.1.3 吸附实验内容 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 不同材料吸附性能比较 |
| 2.2.2 材料的结构与表征 |
| 2.2.3 不同因素对吸附性能的影响 |
| 2.2.4 动力学研究 |
| 2.2.5 吸附热力学 |
| 2.2.6 COD |
| 2.2.7 吸附机理研究 |
| 2.2.8 长效性与稳定性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 硅藻土负载壳聚糖改性的纳米零价铁对刚果红的吸附降解研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 吸附材料的制备 |
| 3.1.3 吸附实验内容 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同材料吸附性能比较 |
| 3.2.2 材料的结构与表征 |
| 3.2.3 不同因素对吸附性能的影响 |
| 3.2.4 与其他去除刚果红文献比较 |
| 3.2.5 动力学研究 |
| 3.2.5.1 吸附动力学 |
| 3.2.5.2 降解动力学 |
| 3.2.6 吸附热力学 |
| 3.2.7 COD |
| 3.2.8 复合材料去除不同染料的实验研究 |
| 3.2.9 吸附机理研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 十二烷基苯磺酸钠和壳聚糖改性的纳米零价铁对结晶紫的吸附降解研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 吸附材料的制备 |
| 4.1.3 吸附实验内容 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同阴离子表面活性剂改性CS稳定的nZVI |
| 4.2.2 材料的结构与表征 |
| 4.2.3 不同因素对吸附性能的影响 |
| 4.2.4 吸附动力学 |
| 4.2.5 降解动力学 |
| 4.2.6 吸附热力学 |
| 4.2.7 Tafel |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 三种材料去除有机污染物的动态吸附研究 |
| 5.1 CS/nZVI(1:7)去除盐酸四环素的动态吸附应用 |
| 5.1.1 蠕动泵转速的影响 |
| 5.1.2 投加量的影响 |
| 5.1.3 初始浓度的影响 |
| 5.2 CS/DA/nZVI(1:7:7)去除刚果红的动态吸附应用 |
| 5.2.1 蠕动泵转速的影响 |
| 5.2.2 投加量的影响 |
| 5.2.3 初始浓度的影响 |
| 5.3 SDBS/CS/nZVI去除结晶紫的动态吸附应用 |
| 5.3.1 蠕动泵转速的影响 |
| 5.3.2 投加量的影响 |
| 5.3.3 初始浓度的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）改性碱木质素—黏土复合物的制备及其对水中抗生素和重金属的去除性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 引言 |
| 1.1.2 重金属废水的危害及其处理现状 |
| 1.1.3 抗生素废水的危害及其处理现状 |
| 1.2 高岭土和蒙脱土简介 |
| 1.2.1 高岭土 |
| 1.2.2 蒙脱土 |
| 1.3 木质素 |
| 1.3.1 木质素概述 |
| 1.3.2 木质素结构特点 |
| 1.4 木质素基吸附剂简介及发展进程 |
| 1.5 零价纳米铁 |
| 1.6 粉末态吸附剂的固定和回收 |
| 1.7 本课题的主要研究内容 |
| 第二章 磷酸碱木质素的制备及其对水溶液中盐酸左氧氟沙星和重金属吸附性能的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要实验试剂和仪器 |
| 2.2.1.1 主要实验试剂 |
| 2.2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.2.2 制备PAL的实验步骤 |
| 2.2.3 PAL的结构表征 |
| 2.2.3.1 红外光谱分析 |
| 2.2.3.2 扫描电镜分析 |
| 2.2.3.3 X射线衍射分析 |
| 2.2.3.4 热重分析 |
| 2.2.3.5 XPS分析 |
| 2.2.4 PAL对盐酸左氧氟沙星(LH)的吸附性能研究 |
| 2.2.4.1 盐酸左氧氟沙星储备溶液的配制 |
| 2.2.4.2 PAL添加量对吸附LH影响 |
| 2.2.4.3 溶液pH值对PAL吸附LH的影响 |
| 2.2.4.4 PAL对LH的吸附动力学研究 |
| 2.2.4.5 PAL对LH的吸附等温线 |
| 2.2.4.6 PAL再生实验 |
| 2.2.4.7 PAL在单组份和双组份污染物系统中的吸附行为研究 |
| 2.2.4.8 PAL吸附盐酸四环素(TC)和磺胺嘧啶(SA) |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PAL的结构表征 |
| 2.3.1.1 PAL的 FTIR和 XRD谱图分析 |
| 2.3.1.2 SEM和 BET分析 |
| 2.3.1.3 热重分析 |
| 2.3.2 PAL对LH的吸附性能研究 |
| 2.3.2.1 PAL添加量对吸附LH的影响 |
| 2.3.2.2 pH对 PAL吸附LH的影响 |
| 2.3.3.3 PAL吸附LH的动力学研究 |
| 2.3.3.4 PAL对LH的吸附等温线 |
| 2.3.3.5 吸附热力学分析 |
| 2.3.3.6 PAL 的再生实验 |
| 2.3.3.7 PAL在双组份系统中吸附行为研究 |
| 2.3.3.8 PAL吸附盐酸四环素(TC)和磺胺嘧啶(SA) |
| 2.3.3 PAL对LH的吸附机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 磁性高岭土负载磷酸木质素对水中污染物吸附性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 本章所用实验试剂及仪器 |
| 3.2.1.1 实验试剂 |
| 3.2.1.2 本章节所用实验仪器 |
| 3.2.2 磁性高岭土负载磷酸木质素的合成步骤 |
| 3.2.3 产物的结构表征 |
| 3.2.3.1 红外光谱分析 |
| 3.2.3.2 扫描电镜分析和比表面积测定 |
| 3.2.3.3 X-射线衍射分析 |
| 3.2.3.4 热重分析 |
| 3.2.3.5 用振动样品磁强计测量MKL-PAL的磁性强度 |
| 3.2.4 MKL-PAL对 LH吸附性能的研究 |
| 3.2.4.1 主要实验溶液的配制 |
| 3.2.4.2 MKL-PAL添加量对吸附LH的影响 |
| 3.2.4.3 溶液pH对吸附的影响 |
| 3.2.4.4 吸附动力学实验 |
| 3.2.4.5 吸附等温线研究 |
| 3.2.4.6 再生实验 |
| 3.2.4.7 MKL-PAL在单组份和双组份污染物系统中的吸附行为研究 |
| 3.2.4.8 MKL-PAL吸附盐酸四环素(TC)和磺胺嘧啶(SA) |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MKL-PAL的最佳制备条件 |
| 3.3.2 MKL-PAL的结构表征 |
| 3.3.2.1 红外光谱分析 |
| 3.3.2.2 扫描电镜和BET分析 |
| 3.3.2.3 XRD分析 |
| 3.3.2.4 MKL-PAL热重分析 |
| 3.3.3 MKL-PAL对 LH的吸附性能研究 |
| 3.3.3.1 MKL-PAL添加量对吸附LH的影响 |
| 3.3.3.2 溶液pH对 MKL-PAL吸附LH的影响 |
| 3.3.3.3 MKL-PAL吸附LH的动力学研究 |
| 3.3.3.4 MKL-PAL对 LH的吸附等温线 |
| 3.3.3.5 MKL-PAL 的再生实验 |
| 3.3.3.6 MKL-PAL在双组份系统中吸附行为研究 |
| 3.3.3.7 盐酸四环素(TC)和磺胺嘧啶(SA)的吸附效果 |
| 3.3.4 吸附机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 L/P-nZVI@Mnt的制备及其对水环境中的重金属吸附和抗生素降解的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 本章所用到的实验试剂、仪器 |
| 4.2.1.1 本章所用实验试剂 |
| 4.2.1.2 本章所用实验仪器 |
| 4.2.2 L/P-nZVI@Mnt的制备 |
| 4.2.3 L/P-nZVI@Mnt的的结构表征 |
| 4.2.3.1 红外分析 |
| 4.2.3.2 扫描电镜分析 |
| 4.2.3.3 XRD分析 |
| 4.2.3.4 比表面积分析 |
| 4.2.3.5 磁强度分析 |
| 4.2.3.6 XPS分析 |
| 4.2.4 L/P-nZVI@Mnt对 K_2CrO_4的吸附性能研究 |
| 4.2.4.1 L/P-nZVI@Mnt添加量对吸附K_2CrO_4的影响 |
| 4.2.4.2 pH对 L/P-nZVI@Mnt吸附K_2CrO_4的影响 |
| 4.2.4.3 L/P-nZVI@Mnt吸附K_2CrO_4的动力学研究 |
| 4.2.4.4 L/P-nZVI@Mnt吸附K_2CrO_4的等温线 |
| 4.2.4.5 不同阴离子对吸附K_2CrO_4的影响 |
| 4.2.4.6 L/P-nZVI@Mnt的再生实验 |
| 4.2.5 L/P-nZVI@Mnt对左氧氟沙星(Lev)的降解性能研究 |
| 4.2.5.1 不同氧化剂对降解Lev的影响 |
| 4.2.5.2 L/P-nZVI@Mnt和 K_2(SO_4)_2添加量对降解的影响 |
| 4.2.5.3 温度对降解的影响 |
| 4.2.5.4 探究不同样品的最大降解能力 |
| 4.2.5.5 淬灭实验 |
| 4.2.5.6 L/P-nZVI@Mnt的再生 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 L/P-nZVI@Mnt的最佳制备条件 |
| 4.3.2 L/P-nZVI@Mnt的结构表征 |
| 4.3.2.1 L/P-nZVI@Mnt的红外表征 |
| 4.3.2.2 L/P-nZVI@Mnt扫描电镜分析 |
| 4.3.2.3 XRD分析 |
| 4.3.2.4 比表面积分析 |
| 4.3.2.5 L/P-nZVI@Mnt的磁强度分析 |
| 4.3.2.6 L/P-nZVI@Mnt的 XPS分析 |
| 4.3.3 L/P-nZVI@Mnt对 K_2CrO_4的吸附性能研究 |
| 4.3.3.0 不同样品对K_2CrO_4的去除效果对比 |
| 4.3.3.1 L/P-nZVI@Mnt添加量对吸附K_2CrO_4的影响 |
| 4.3.3.2 pH对 L/P-nZVI@Mnt去除K_2CrO_4的影响 |
| 4.3.3.3 L/P-nZVI@Mnt吸附K_2CrO_4的动力学研究 |
| 4.3.3.4 L/P-nZVI@Mn吸附K_2CrO_4等温线 |
| 4.3.3.5 不同阴离子对吸附K_2CrO_4的影响 |
| 4.3.3.6 L/P-nZVI@Mnt吸附K_2CrO_4后的再生性能 |
| 4.3.4 L/P-nZVI@Mnt对左氧氟沙星(Lev)的降解性能研究 |
| 4.3.4.1 不同氧化剂对Lev降解的影响 |
| 4.3.4.2 L/P-nZVI@Mnt和 K_2(SO_4)_2添加量对降解Lev的影响 |
| 4.3.4.3 温度对降解速率的影响 |
| 4.3.4.4 探究不同产品的最大降解能力 |
| 4.3.4.5 淬灭实验 |
| 4.3.4.6 L/P-nZVI@Mnt的再生 |
| 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学术论文目录 |
（3）不同铝源羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd（Ⅱ）的性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| SUMMARY |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 镉的性质及来源 |
| 1.2 镉的危害及污染现状分析 |
| 1.3 镉污染废水处理技术 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 膜分离法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.4 凹凸棒土的应用研究 |
| 1.4.1 凹凸棒土概述 |
| 1.4.2 凹凸棒土的结构特征 |
| 1.4.3 凹凸棒土的吸附性能及应用 |
| 1.4.4 凹凸棒土改性研究 |
| 1.5 本文研究目的及意义、主要内容和可行性分析 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 可行性分析 |
| 1.6 拟采取的研究方案及特色与创新性 |
| 1.6.1 研究方案 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.6.3 本论文的特色与创新性 |
| 第二章 无机铝源羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd(Ⅱ)研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂和仪器 |
| 2.2.2 改性凹凸棒土的制备 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.2.4 吸附性能试验 |
| 2.2.5 吸附量计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同质量比改性凹凸棒土吸附性能 |
| 2.3.2 p H影响 |
| 2.3.3 吸附等温试验 |
| 2.3.4 吸附动力学 |
| 2.3.5 吸附热力学 |
| 2.3.6 投加量影响 |
| 2.3.7 吸附机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 煅烧处理羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd(Ⅱ)研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要试剂和仪器 |
| 3.2.2 不同煅烧温度改性凹凸棒土的制备 |
| 3.2.3 吸附材料表征 |
| 3.2.4 吸附性能试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同煅烧温度改性凹凸棒土吸附Cd(Ⅱ)性能影响 |
| 3.3.2 p H影响 |
| 3.3.3 吸附等温试验 |
| 3.3.4 吸附动力学 |
| 3.3.5 吸附热力学 |
| 3.3.6 投加量影响 |
| 3.3.7 吸附机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 碱式醋酸铝羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd(Ⅱ)研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要试剂和仪器 |
| 4.2.2 改性凹凸棒土的制备 |
| 4.2.3 吸附材料表征 |
| 4.2.4 吸附性能试验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 p H影响 |
| 4.3.2 吸附等温试验 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 吸附热力学 |
| 4.3.5 投加量影响 |
| 4.3.6 吸附机理研究 |
| 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 |
| 作者简介 |
| 在读期间发表论文和研究成果等 |
| 导师简介 |
（4）煤泥滤饼孔隙结构的物理化学调控原理及其实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 煤泥水性质的研究现状 |
| 1.2.1 固体颗粒性质及相互作用 |
| 1.2.2 溶液化学性质 |
| 1.3 煤泥水化学助滤剂的研究现状 |
| 1.4 骨架构建体助滤剂的研究现状 |
| 1.5 主要研究目标及内容 |
| 1.5.1 存在的主要问题 |
| 1.5.2 主要研究目标 |
| 1.5.3 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料及特性测试 |
| 2.1 试验原料性质分析 |
| 2.1.1 工业分析 |
| 2.1.2 粒度分析 |
| 2.1.3 矿物质组成 |
| 2.1.4 官能团分析 |
| 2.1.5 润湿热分析 |
| 2.1.6 水分赋存状态研究 |
| 2.1.7 煤泥颗粒间的相互作用研究 |
| 2.2 试验仪器及试剂 |
| 2.2.1 试验试剂 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.3 主要试验方法 |
| 2.3.1 过滤试验 |
| 2.3.2 原子力显微镜测试 |
| 2.3.3 FBRM测试 |
| 2.3.4 核磁共振测试 |
| 2.3.5 CT扫描测试 |
| 2.3.6 分子模拟 |
| 2.3.7 颗粒流数值模拟 |
| 第3章 不同类型助滤剂对煤泥脱水效果的影响 |
| 3.1 表面活性剂的影响 |
| 3.1.1 表面活性剂对煤泥过滤脱水效果的影响 |
| 3.1.2 煤泥颗粒表面电位的变化规律 |
| 3.1.3 煤泥接触角及滤液表面张力的测试 |
| 3.2 聚丙烯酰胺的影响 |
| 3.2.1 聚丙烯酰胺对煤泥沉降过滤效果的影响 |
| 3.2.2 溶液pH对聚丙烯酰胺助滤效果的影响 |
| 3.2.3 煤泥颗粒絮团结构演化规律 |
| 3.3 骨架构建体的影响 |
| 3.3.1 骨架构建体的基本性质 |
| 3.3.2 骨架构建体对煤泥过滤脱水效果的影响 |
| 3.3.3 煤泥滤饼厚度的变化 |
| 3.4 复合助滤剂的影响 |
| 3.4.1 复合助滤剂对煤泥过滤脱水效果的影响 |
| 3.4.3 煤泥滤液表面张力的测试 |
| 3.4.4 物理化学药剂协同疏水改性机理研究 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 药剂与煤泥间的相互作用力及吸附行为研究 |
| 4.1 助滤剂与煤泥之间的AFM原位作用力测量 |
| 4.1.1 扩展的DLVO理论计算 |
| 4.1.2 煤颗粒间相互作用力的原位测量 |
| 4.1.3 助滤剂与煤颗粒间相互作用力的原位测量 |
| 4.1.4 助滤剂与煤颗粒间粘附力的划分 |
| 4.2 助滤剂在煤泥表面的AFM吸附形貌 |
| 4.2.1 助滤剂在煤表面的吸附形貌 |
| 4.2.2 助滤剂在高岭石表面的吸附形貌 |
| 4.3 助滤剂与煤泥间相互作用的分子模拟研究 |
| 4.3.1 界面模型的构建 |
| 4.3.2 助滤剂在煤及高岭石表面的浓度分布 |
| 4.3.3 助滤剂对煤及高岭石表面水分子扩散系数的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 煤泥滤饼三维重构及水分赋存特性研究 |
| 5.1 骨架构建体基助滤剂对煤泥滤饼结构调控的试验研究 |
| 5.2 基于CT扫描的滤饼三维结构分析 |
| 5.2.1 滤饼结构的三维分割及骨架构建体的提取 |
| 5.2.2 三维孔隙空间的提取分割及滤饼孔隙率的计算 |
| 5.2.3 滤饼孔隙配位数、孔隙-吼道配置关系的计算 |
| 5.3 基于NMR的滤饼水分分布研究 |
| 5.3.1 表面水消失后煤泥滤饼水分T_2特征图谱 |
| 5.3.2 复合药剂对煤泥滤饼水分状态的影响 |
| 5.4 复合助滤剂对煤泥滤饼渗透率的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 煤泥滤饼颗粒迁移及生长过程的数值模拟研究 |
| 6.1 滤饼动态生长规律研究 |
| 6.2 细颗粒钻隙迁移对滤饼结构的影响 |
| 6.2.1 单个细颗粒钻隙轨迹 |
| 6.2.2 细颗粒群的分布规律 |
| 6.3 表面活性剂对颗粒迁移影响的数值模拟 |
| 6.3.1 表面活性剂对煤泥的疏水团聚作用 |
| 6.3.2 表面活性剂对煤泥颗粒迁移的影响 |
| 6.3.3 表面活性剂对煤泥滤饼孔隙率的影响 |
| 6.4 聚丙烯酰胺对颗粒迁移影响的数值模拟 |
| 6.4.1 聚丙烯酰胺对煤泥颗粒迁移的影响 |
| 6.4.2 聚丙烯酰胺对煤泥滤饼孔隙率的影响 |
| 6.5 骨架构建体对颗粒迁移影响的数值模拟 |
| 6.5.1 骨架构建体对煤泥混合物粒度的影响 |
| 6.5.2 骨架构建体对煤泥颗粒迁移的影响 |
| 6.5.3 骨架构建体对煤泥滤饼孔隙率的影响 |
| 6.6 复合助滤剂对煤泥颗粒迁移影响的数值模拟 |
| 6.6.1 复合助滤剂对煤泥颗粒的影响 |
| 6.6.2 复合助滤剂对煤泥颗粒迁移的影响 |
| 6.6.3 复合助滤剂对煤泥滤饼孔隙率的影响 |
| 6.7 小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（5）低质煤的粒度调控和界面修饰及成浆性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 物理量名称及符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 选题的背景及意义 |
| 1.2.1 水煤浆技术简介 |
| 1.2.2 水煤浆技术的优势 |
| 1.2.3 水煤浆技术的应用前景 |
| 1.3 水煤浆技术的研究进展 |
| 1.3.1 煤质特性 |
| 1.3.2 颗粒浓度及粒度分布 |
| 1.3.3 水煤浆分散剂 |
| 1.3.4 水煤浆技术的产业化进程 |
| 1.4 本文主要研究内容 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验室常用设备及试剂 |
| 2.2 实验煤样 |
| 2.3 实验样品处理方法 |
| 2.3.1 低质煤矿物分离处理方法 |
| 2.3.2 煤中可燃有机质制备方法 |
| 2.3.3 水煤浆制备方法 |
| 2.4 水煤浆性质检测方法 |
| 2.4.1 颗粒粒度分布 |
| 2.4.2 流变行为 |
| 2.4.3 流动性 |
| 2.4.4 稳定性 |
| 2.4.5 初始屈服应力 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 第3章 低质煤的提质与改性处理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 低质煤矿物分离处理及粒度分析 |
| 3.3 低质煤处理后组成及结构变化 |
| 3.3.1 矿物组分分析 |
| 3.3.2 颗粒微观形貌及表面元素分布 |
| 3.3.3 颗粒比表面积和孔隙率 |
| 3.4 低质煤处理后颗粒表面性质变化 |
| 3.4.1 颗粒表面亲疏水性分析 |
| 3.4.2 颗粒表面荷电性分析 |
| 3.5 低质煤处理后颗粒成浆性分析 |
| 3.5.1 成浆浓度 |
| 3.5.2 颗粒周围自由水含量 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 粒度调控对颗粒成浆性影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同级配水煤浆样品制备及粒度分析 |
| 4.3 粒度级配对水煤浆性能影响 |
| 4.3.1 水煤浆流动性分析 |
| 4.3.2 水煤浆稳定性分析 |
| 4.3.3 水煤浆流变行为分析 |
| 4.4 粒度级配中颗粒堆积效率分析 |
| 4.4.1 颗粒填充状态 |
| 4.4.2 颗粒堆积效率 |
| 4.5 不同粒度颗粒对水束缚能力分析 |
| 4.6 粒度级配改善颗粒成浆性作用机制 |
| 4.7 粒度级配对精煤成浆性影响 |
| 4.7.1 金达与级索精煤成浆浓度 |
| 4.7.2 金达与级索精煤浆体流动性 |
| 4.7.3 金达与级索精煤浆体稳定性 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 分散剂界面修饰作用及其吸附机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 分散剂改善浆体性能研究 |
| 5.2.1 不同分散剂水煤浆样品制备及粒度分析 |
| 5.2.2 不同分散剂对水煤浆性能影响 |
| 5.2.3 分散剂改善颗粒成浆性作用机理 |
| 5.2.4 分散剂改善浆体性能机理模型 |
| 5.3 分散剂在精煤颗粒上吸附过程研究 |
| 5.3.1 煤中矿物质分析与有机质提取 |
| 5.3.2 分散剂NSF在各颗粒上吸附实验 |
| 5.3.3 分散剂NSF与各颗粒结合机制 |
| 5.3.4 分散剂在煤颗粒上吸附机理模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 成浆浓度对煤制甲醇工艺经济性影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 煤制甲醇工艺经济性分析 |
| 6.2.1 基建投资成本分析 |
| 6.2.2 单位甲醇生产成本分析 |
| 6.3 水煤浆浓度对经济性影响 |
| 6.4 二氧化碳捕集与封存对经济性影响 |
| 6.4.1 水煤浆提浓前经济性分析 |
| 6.4.2 水煤浆提浓后经济性分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）多孔复合管膜处理钢厂污水的应用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 冶金污水研究现状 |
| 2.1.1 冶金污水来源及危害 |
| 2.1.2 冶金污水处理系统存在的问题 |
| 2.2 传统冶金污水处理技术及其局限性 |
| 2.3 膜分离技术在工业废水领域中的应用现状 |
| 2.3.1 有机膜处理冶金污水研究现状 |
| 2.3.2 无机膜处理冶金污水研究现状 |
| 2.4 膜污染 |
| 2.4.1 膜污染类型 |
| 2.4.2 膜污染形成机制 |
| 2.4.3 膜污染的控制 |
| 2.4.4 溶液条件对过滤膜污染的影响 |
| 2.5 课题的提出和研究内容 |
| 2.5.1 课题的提出和意义 |
| 2.5.2 课题研究内容 |
| 3 聚氯乙烯管膜的制备及其在复合膜过滤器中的应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法及装置 |
| 3.2.3 聚氯乙烯管膜的制备和表征 |
| 3.2.4 聚氯乙烯管膜渗透系数测定 |
| 3.3 聚氯乙烯管膜的形貌 |
| 3.4 油和水在聚氯乙烯管膜表面的润湿行为及机制 |
| 3.4.1 油和水在聚氯乙烯管膜表面的润湿行为 |
| 3.4.2 水在聚氯乙烯管膜的轮廓线模型 |
| 3.5 聚氯乙烯管膜的渗透性 |
| 3.6 聚氯乙烯管膜的抗污染性 |
| 3.7 聚氯乙烯管膜的应用 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 超高分子量聚乙烯管膜在含无机物颗粒浊环水中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验用水 |
| 4.2.3 实验装置及实验条件 |
| 4.2.4 超高分子量聚乙烯管膜的制备 |
| 4.2.5 超高分子量聚乙烯管膜的表征 |
| 4.2.6 超高分子量聚乙烯管膜的渗透性和抗污染性 |
| 4.3 超高分子量聚乙烯管膜的制备和表征 |
| 4.3.1 超高分子量聚乙烯管膜的形貌 |
| 4.3.2 超高分子量聚乙烯管膜的化学性质 |
| 4.3.3 超高分子量聚乙烯管膜的渗透性 |
| 4.3.4 超高分子量聚乙烯管膜的孔径及力学性能 |
| 4.4 超高分子量聚乙烯管膜的抗污染性 |
| 4.4.1 浓度对膜的抗污染行为影响 |
| 4.4.2 粒径对膜的抗污染行为影响 |
| 4.5 污染膜的形态分析 |
| 4.6 超高分子量聚乙烯管膜污染模型拟合分析 |
| 4.6.1 经典模型 |
| 4.6.2 混合模型 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 超高分子量聚乙烯管膜在无机物颗粒与乳化油共存浊环水中的应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 油水乳化液的制备 |
| 5.2.2 实验装置及油水分离实验 |
| 5.2.3 实验材料 |
| 5.2.4 测试与表征 |
| 5.3 乳化油单独存在时管膜的污染行为 |
| 5.4 乳化油与无机物颗粒共存时管膜的污染行为 |
| 5.4.1 油浓度对管膜的抗污染行为影响 |
| 5.4.2 乳化油性质对管膜的抗污染行为影响 |
| 5.5 膜污染前后的形貌及化学性质 |
| 5.6 超高分子量聚乙烯管膜污染机理分析 |
| 5.7 超高分子量聚乙烯管膜的应用 |
| 5.8 本章小结 |
| 6 超高分子量聚乙烯管膜净化冶金污水的工业试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 复合膜过滤器过滤连铸浊环水工业试验研究 |
| 6.2.1 试验方案 |
| 6.2.2 试验结果与分析 |
| 6.3 复合膜过滤器过滤制氧机净环水工业试验研究 |
| 6.3.1 试验方案 |
| 6.3.2 试验结果与分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）氧化硅纳米片复合材料的结构调控及吸附与催化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 纳米氧化硅概述 |
| 1.1.1 气相二氧化硅 |
| 1.1.2 有序介孔二氧化硅 |
| 1.1.3 特殊形貌的纳米氧化硅 |
| 1.1.4 二维氧化硅纳米片 |
| 1.2 氧化硅功能复合材料的制备 |
| 1.2.1 氧化硅固载金属复合材料 |
| 1.2.2 过渡金属氧/硫化物复合氧化硅材料 |
| 1.2.3 氧化硅有机-无机杂化材料 |
| 1.3 氧化硅功能复合材料的应用现状 |
| 1.3.1 吸附 |
| 1.3.2 催化 |
| 1.3.3 生物医药 |
| 1.4 研究意义及主要内容 |
| 第2章 实验方法 |
| 2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 表征与测试方法 |
| 第3章 氧化硅纳米片(SiNSs)孔结构调控及其吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 高岭石基氧化硅纳米片SiNSs结构调控构建分级多孔材料 |
| 3.2.1 制备方法 |
| 3.2.2 结构与形貌表征 |
| 3.2.3 孔结构分析 |
| 3.3 分级多孔型纳米片吸附性能 |
| 3.3.1 吸附刚果红染料性能 |
| 3.3.2 吸附机理探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 SiNSs表面调控纳米银组装及其催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 SiNSs表面调控超细纳米银组装 |
| 4.2.1 制备方法 |
| 4.2.2 结构与形貌表征 |
| 4.3 纳米银功能化SiNSs催化还原性能 |
| 4.3.1 催化4-硝基苯酚还原性能 |
| 4.3.2 催化机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 SiNSs诱导石墨相氮化碳结构调控及其光催化性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 SiNSs诱导石墨相氮化碳结构调控 |
| 5.2.1 制备方法 |
| 5.2.2 结构与形貌表征 |
| 5.3 部分氧掺杂少层氮化碳/SiNSs可见光催化性能 |
| 5.3.1 可见光催化罗丹明B氧化性能 |
| 5.3.2 可见光催化机理探讨 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得与学位论文相关的科研成果目录 |
| 致谢 |
（8）石墨烯基三维结构复合材料的制备、吸-脱附性能与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 立题背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 水污染现状 |
| 1.2.2 石墨烯基三维结构复合材料的制备 |
| 1.2.3 石墨烯基三维结构复合材料在水处理中的应用 |
| 1.3 选题意义 |
| 1.4 存在问题与发展趋势 |
| 1.4.1 存在的问题 |
| 1.4.2 发展趋势 |
| 1.5 研究内容与研究目标 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 1.7 主要研究成果及创新点 |
| 1.7.1 主要研究成果 |
| 1.7.2 创新点 |
| 1.8 主要工作量 |
| 2 GO的制备及阳离子交换容量 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 原料、试剂和仪器 |
| 2.1.2 实验方案及步骤 |
| 2.1.3 样品表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 低温反应时间的影响 |
| 2.2.2 高温反应温度的影响 |
| 2.2.3 高锰酸钾用量的影响 |
| 2.2.4 K_2S_2O_4用量的影响 |
| 2.2.5 插层膨胀-氧化法制备氧化石墨过程中结构变化 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 PU-CS/GOs三维结构复合材料的制备及对Pb~(2+)的吸附 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 原料、试剂和仪器 |
| 3.1.2 实验方案及步骤 |
| 3.1.3 样品表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 醋酸溶液p H的影响 |
| 3.2.2 GOs浓度的影响 |
| 3.2.3 组装次数的影响 |
| 3.2.4 组装过程中PU的变化 |
| 3.2.5 PU-CS/GOs对 Pb~(2+)的吸附 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 PU-CS/rGOs三维结构复合材料的制备及对有机物的吸附 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 原料、试剂和仪器 |
| 4.1.2 实验方案及步骤 |
| 4.1.3 表征手段 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 PU-CS/rGOs的基本性质 |
| 4.2.2 PU-CS/rGOs对有机染料的吸附 |
| 4.2.3 PU-CS/rGOs对油污的吸附 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 PU-GOs/g-C_3N_4三维结构复合材料的制备及光催化性能 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 原料、试剂和仪器 |
| 5.1.2 实验方案及步骤 |
| 5.1.3 表征手段 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 PU-GO/g-C_3N_4的结构与形貌 |
| 5.2.2 g-C_3N_4添加量的影响 |
| 5.2.3 GOs添加量的影响 |
| 5.2.4 Rh B初始浓度的影响 |
| 5.2.5 光催化机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究（论文提纲范文）
| 论文创新点 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 专业术语中英文对照和缩写说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 纳米粒子传输机制研究进展 |
| 1.2.1 对流-弥散过程 |
| 1.2.2 沥滤过程 |
| 1.2.3 吸附过程 |
| 1.2.4 封阻和催阻过程 |
| 1.2.5 聚集过程 |
| 1.2.6 尺寸排除过程 |
| 1.3 纳米粒子传输影响因素研究进展 |
| 1.3.1 纳米粒子自身性质 |
| 1.3.2 液相化学性质 |
| 1.3.3 多孔介质性质 |
| 1.3.4 水流特征 |
| 1.4 促进纳米粒子传输的技术方法研究进展 |
| 1.4.1 改善纳米粒子表面性质 |
| 1.4.2 改善流体性质 |
| 1.4.3 载体辅助 |
| 1.4.4 电场辅助 |
| 1.5 课题来源、研究目的和研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 第2章 铁系纳米粒子的分散稳定性及其强化方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 纳米粒子分散稳定剂的筛选实验 |
| 2.3.2 黄原胶浓度对粒子稳定性影响 |
| 2.3.3 粒子粒径和表面电荷性质测试 |
| 2.3.4 高浓度纳米粒子的稳定性实验 |
| 2.3.5 黄原胶溶液粘度测定 |
| 2.3.6 粒子沉降行为的数学模拟 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 沉降模型拟合结果 |
| 2.4.2 分散稳定剂的筛选 |
| 2.4.3 黄原胶浓度对粒子稳定性的影响 |
| 2.4.4 黄原胶提高粒子稳定性机制探讨 |
| 2.4.5 黄原胶作用下高浓度纳米粒子的稳定效果及其沉降特征 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 黄原胶对溶液的流变改性作用及铁系纳米粒子悬浊液的流变行为特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及仪器 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 黄原胶-纳米粒子悬浊液的制备 |
| 3.3.2 稳态流变实验 |
| 3.3.3 流变行为的数学模型 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 流变行为的模型模拟 |
| 3.4.2 黄原胶溶液的流变特征 |
| 3.4.3 黄原胶-纳米粒子悬浊液流变特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 黄原胶的流变改性下铁系纳米粒子在多孔介质中的传输分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及仪器 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 柱传输实验装置及实验方法 |
| 4.3.1 实验装置 |
| 4.3.2 黄原胶-纳米粒子柱传输实验 |
| 4.3.3 黄原胶-聚苯乙烯微球柱传输实验 |
| 4.3.4 柱传输实验数据分析 |
| 4.3.5 传输行为理论模型 |
| 4.4 微流场传输可视化实验平台及实验方法 |
| 4.4.1 可视化实验平台 |
| 4.4.2 微流体模型制备 |
| 4.4.3 黄原胶-纳米粒子微流场传输实验 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 粒子注入浓度对传输的影响 |
| 4.5.2 纳米粒子在多孔介质表面负载效果 |
| 4.5.3 注入流速对传输的影响 |
| 4.5.4 纳米粒子悬浊液流动特征及粒子分布状态 |
| 4.5.5 纳米粒子传输行为的模型模拟 |
| 4.5.6 流速对黄原胶作用下粒子传输行为影响机制探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻博期间发表的科研成果目录 |
| 致谢 |
（10）毛竹纤维素基絮凝材料合成及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水资源研究现状 |
| 1.1.1 水资源概况 |
| 1.1.2 我国工业废水处理现状 |
| 1.2 絮凝剂概况 |
| 1.2.1 絮凝机理简介 |
| 1.2.2 絮凝剂的分类 |
| 1.2.3 影响絮凝效果的因素 |
| 1.3 纤维素基絮凝剂的研究及存在的问题 |
| 1.3.1 纤维素基絮凝剂的研究进展 |
| 1.3.2 纤维素基絮凝剂存在的问题 |
| 1.4 论文的立题依据、研究内容及创新点 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 毛竹纤维素基絮凝材料合成及工艺优化 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2.2 毛竹纤维素基絮凝材料制备 |
| 2.2.3 红外光谱分析(FTIR) |
| 2.2.4 热重分析(TGA) |
| 2.2.5 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.2.6 FESEM形貌分析 |
| 2.2.7 样品在土壤提取液中的降解率的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 BC-g-PAM絮凝材料合成工艺的正交实验分析 |
| 2.3.2 BC-g-PAM絮凝材料单因素实验结果分析 |
| 2.3.3 BC-g-PAM絮凝材料化学结构研究 |
| 2.3.4 BC-g-PAM絮凝材料热稳定性研究 |
| 2.3.5 BC-g-PAM絮凝材料结晶结构研究 |
| 2.3.6 BC-g-PAM絮凝材料表面形貌研究 |
| 2.3.7 BC-g-PAM絮凝材料在土壤提取液中的降解研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 毛竹纤维素基絮凝材料对工业废水应用研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品与仪器 |
| 3.2.2 化学需氧量(COD_(Cr))测定 |
| 3.2.3 生物需氧量(BOD_5)测定 |
| 3.2.4 水质pH值测定 |
| 3.2.5 悬浮物测定 |
| 3.2.6 浊度测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 造纸废水絮凝的应用研究 |
| 3.3.2 商标涂层废水絮凝的应用研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 毛竹纤维素基絮凝材料絮凝机理探究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品与仪器 |
| 4.2.2 高岭土悬浊液pH调节 |
| 4.2.3 浊度测定 |
| 4.2.4 样品Zeta电位测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 BC-g-PAM絮凝材料在不同pH下的电荷特性研究 |
| 4.3.2 pH对 BC-g-PAM絮凝性能影响 |
| 4.3.3 污染物浓度对BC-g-PAM絮凝性能影响 |
| 4.3.4 BC-g-PAM的投加量对其絮凝效果影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
四、石油磺酸盐水溶液同高岭土的吸附平衡及其与Zeta电位的关系（论文参考文献）
- [1]修饰改性的纳米零价铁吸附降解有机污染物的研究[D]. 闫秋羽. 兰州理工大学, 2021(01)
- [2]改性碱木质素—黏土复合物的制备及其对水中抗生素和重金属的去除性能研究[D]. 龚浪. 广西大学, 2021
- [3]不同铝源羟基氧化铝改性凹凸棒土吸附Cd（Ⅱ）的性能及机理研究[D]. 张勤虎. 甘肃农业大学, 2021(01)
- [4]煤泥滤饼孔隙结构的物理化学调控原理及其实践[D]. 陈茹霞. 太原理工大学, 2021
- [5]低质煤的粒度调控和界面修饰及成浆性研究[D]. 胡顺轩. 哈尔滨工业大学, 2021
- [6]多孔复合管膜处理钢厂污水的应用研究[D]. 谢珊珊. 北京科技大学, 2021
- [7]氧化硅纳米片复合材料的结构调控及吸附与催化性能研究[D]. 杨梦南. 信阳师范学院, 2021(09)
- [8]石墨烯基三维结构复合材料的制备、吸-脱附性能与应用研究[D]. 张曦月. 西南科技大学, 2021(08)
- [9]黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究[D]. 刘观胜. 武汉大学, 2021
- [10]毛竹纤维素基絮凝材料合成及性能研究[D]. 陈超颖. 浙江理工大学, 2021