一、大孔型离子交换树脂的内表面积及其吸附过程（论文文献综述）
付玉丽[1]（2020）在《聚苯乙烯精氨酸树脂的合成及其性能的研究》文中认为大孔交联聚苯乙烯树脂有着较高的比表面积、丰富的孔结构以及良好的机械强度和容易接枝、容易修饰等优点。精氨酸（Arginine）是一种含碱性胍基的氨基酸。本课题将精氨酸接枝到大孔交联聚苯乙烯树脂微球上,制备聚苯乙烯精氨酸树脂（下文称PS-ARG树脂）并考察其吸附性能和催化性能。1.用氯甲基化聚苯乙烯微球（下文称氯球）和精氨酸为原料,通过氨解反应制得PS-ARG树脂。通过测定树脂的氯含量、含水量、比表面积和红外特征吸收峰等,表征了树脂的化学结构和孔结构,结果表明成功的合成了PS-ARG树脂。2.测定了PS-ARG树脂对水溶液中茶碱的吸附性能,分析了树脂与吸附质的作用机理。静态吸附表明:PS-ARG树脂对茶碱的吸附表现出良好的性能,吸附量随水溶液中茶碱浓度的增大呈正相关,随着温度的升高呈负相关;对茶碱的吸附过程是一个放热的、自发进行的、熵减过程;在288 K初始浓度为250 mg·L-1时的吸附量最高,为22.68 mg·g-1。动态吸附表明:用浓度为250 mg·L-1的茶碱水溶液为上柱液,PS-ARG树脂对茶碱的动态吸附表现出良好的性能,饱和吸附量达21.92 mg·g-1。用无水乙醇洗脱无拖尾现象,洗脱率达92.51%,PS-ARG树脂易再生,可重复使用。3.探究了PS-ARG树脂对水溶液中苯甲酸的吸附性能,实验结果表明:PS-ARG树脂对苯甲酸有较好的吸附能力,吸附速度快、吸附效果好、脱附率高、再生能力强;PS-ARG树脂对苯甲酸的吸附量随着水溶液中苯甲酸浓度的增大而增大,受溶液中pH值的影响较明显。吸附热力学数据表明:吸附焓?H>0该吸附过程是一个吸热过程;吸附自由能变?G<0为自发过程,?G的绝对值随温度升高逐渐增大,温度升高吸附过程的自发趋势变大;吸附熵变?S>0有利于吸附,故推断焓变和熵变是主要的吸附驱动力。4.利用PS-ARG树脂中含有胍基的碱性,使其催化Knoevenagel反应制备肉桂酸和香豆素-3-羧酸。通过探索反应时间、温度、反应物和催化剂的质量比等条件,对Knoevenagel反应生产肉桂酸、香豆素-3-羧酸工艺进行了优化。与传统催化剂相比,PS-ARG树脂具有了催化剂易于分离、后处理少、环境友好等优点。
李佳霜[2]（2018）在《改性生物炭对水中锑的吸附行为研究》文中指出为了寻找对水中锑去除效果更好的吸附剂,本文通过改变吸附剂投加量、反应时间、吸附质初始浓度及反应pH,研究了生物炭及其改性产物（三价铝改性生物炭、高锰酸钾改性生物炭）对水中Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附行为。通过生物炭及其改性产物对水中Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的等温吸附实验和吸附动力学实验,并结合BET比表面积分析、SEM扫描电镜和FTIR红外光谱技术对生物炭及其改性产物进行表征,初步探讨了生物炭及其改性产物对水中Sb（Ⅲ）及Sb（Ⅴ）的吸附规律和吸附机理。得到如下主要结论:（1）25℃下,固液比为2.5g·L-1,反应时间为4h,pH为2.0时,生物炭（BC）、三价铝改性生物炭（Al-BC）和高锰酸钾改性生物炭（KMnO4-BC）对Sb（Ⅴ）的最大吸附量分别为4.41、10.48、30.06 mg·g-1。且三者对Sb（Ⅴ）吸附量均随pH的增大而逐渐减小。在25℃下,固液比为2.5g·L-1,反应时间为4h,pH为4.0时,BC、Al-BC和KMnO4-BC对Sb（Ⅲ）的最大吸附量则分别为10.56、81.21、14.88 mg·g-1。三种生物炭对Sb（Ⅲ）吸附效果在酸性条件下较好。（2）三种生物炭对Sb（Ⅴ）的等温吸附曲线符合Langmuir等温模型。BC和KMnO4-BC对Sb（Ⅴ）的吸附动力学过程遵循拟二级动力学方程,Al-BC对Sb（Ⅴ）的吸附符合拟一级动力学方程。生物炭对Sb（Ⅴ）吸附过程为以物理吸附为主的物理-化学复合过程。而对Sb（Ⅲ）的吸附机理Al-BC和KMnO4-BC有所不同,KMnO4-BC对Sb（Ⅲ）的等温吸附曲线仍符合Langmuir等温模型,BC和KMnO4-BC的吸附动力学过程仍遵循拟二级动力学方程,而Freundlich和拟一级动力学方程更符合Al-BC对Sb（Ⅲ）的吸附过程。三种生物炭对Sb（Ⅲ）吸附过程都以物理吸附为主,同时有化学吸附的参与。（3）表征实验结果表明,Al-BC吸附量大主要得益于其比表面积及孔容的增大,而KMnO4-BC吸附能力的提高主要由于其表面附着的晶体,且改性前后生物炭的表面官能团变化不大。
武婷婷[3]（2017）在《碳材料的表面改性及其电容去离子性能研究》文中研究说明随着人口和经济的增长,全球对水资源的需求与日俱增;但由于植被破坏、水体污染等原因,人类可利用的水资源却在不断减少,这导致水资源供需矛盾日益加剧。鉴于地球上具有储量丰富的海水和苦咸水资源,通过脱盐技术生产淡水成为解决这一矛盾的有效途径。电容去离子（Capacitive deionization,CDI）是一项基于电吸附原理的新型脱盐技术,具有常温常压和低电压操作、环境友好以及能量效率高等特点。电极是CDI的关键组件,电极材料的表面性质和结构对CDI的性能具有显着影响。本文旨在通过调控CDI电极材料的表面性质、制备新型的CDI电极材料并结合不同的操作方式提高CDI的脱盐量、电荷效率和循环稳定性并降低其能耗,主要研究内容和结论如下:（1）采用经过硝酸处理的活性炭纤维（ACF-HNO3）作为阴极、未处理炭纤维（ACF）作为阳极,组装了非对称的CDI模块（N-CDI）。硝酸处理在ACF表面引入了大量带负电的官能团,使其零电荷电位发生正向移动从而表现出良好的阳离子选择性,因此当被用作阴极时,ACF-HN03电极能够有效避免同性离子排斥效应,从而使N-CDI的脱盐性能远优于两极均为未处理ACF的模块。在500mg/LNaCl和1.2 V的电压下N-CDI的脱盐量可达12.8 mg/g,电荷效率最高可达91.1%。（2）分别对活性炭（AC）进行了季铵化聚（4-乙烯基吡啶）（QPVP）修饰和硝酸处理,并将所得到的AC-QPVP和AC-HN03电极组装成非对称的CDI模块（Q-N）。由于Q-N的两电极上分别带有大量的正电荷和负电荷,在反式操作中其操作电压窗口可达1.4 V,脱盐量接近两极均为未处理AC的普通CDI（AC-AC）,但其循环性能远优于AC-AC;当对Q-N在吸脱附过程中分别施加正反电压时,其操作电压窗口可达2.4 V,在1.2/-1.2V的电压下脱盐量可达20.6mg/g。（3）制备了具有赝电容性质的MnO2作为阳极材料,并与AC-QPVP电极组装成一个无离子交换膜的杂化CDI体系。在操作过程中,该体系表现出反式的脱盐性能,其操作电压窗口可达1.4 V,在500 mg/LNaCl和1.4/0 V的电压下其脱盐量可达14.9 mg/g。该体系避免了碳基阳极的使用及其氧化对脱盐性能的影响,因此表现出了远优于AC-AC的循环稳定性,在1.0/0V的电压下循环350次后,其脱盐量保持率可达95.4%。（4）通过对淀粉直接进行碳化和KOH活化制备了具有高比表面积的多孔碳纳米片（PCNSs）用作CDI的电极材料,并将太阳能电池和CDI结合组成一个复合脱盐体系,系统研究了该体系的脱盐性能、能耗和能量回收。PCNSs的超高比表面积为离子吸附提供了足够多的位点同时其片状结构有利于离子的快速传输,因此在500 mg/LNaCl和～1.1 V的电压下PCNSs的脱盐量可达15.6 mg/g,而该复合脱盐体系的能耗最低为96 kJ/mol,能量回收最高可达55.6%。
隋欣恬[4]（2017）在《改性玉米秸秆去除水中硝酸根和磷酸根的特性和机理研究》文中研究指明硝酸根（NO3-）和磷酸根（PO43-）等阴离子污染物是水体中常见的污染组分,过量的NO3-和PO43-排入水体会造成严重的水体富营养化问题,并对人类健康产生影响。基于它们负电性的特点,许多学者研究利用静电作用吸附去除水体中的硝酸根和磷酸根。本研究以农业废弃物玉米秸秆为原料,通过碱化预处理、醚化交联和季铵化反应制备出改性玉米秸秆吸附剂（Modified Corn Straw,MCS）,并研究了NaOH碱液预处理浓度和季铵化反应温度对改性效果的影响,优化了改性方法。在此基础上研究了MCS吸附去除NO3-和PO43-的特性和机理。取得的研究成果主要包括:（1）通过改变单个因素的改性条件对改性玉米秸秆吸附剂（MCS）制备过程中的关键步骤进行优化研究,考察它们对改性效果的影响。从改性效果和环境及经济效益两方面进行分析,本研究方法中碱化预处理步骤中较适宜的NaOH溶液浓度是10%（W/V）,适宜的季铵化反应温度是80℃。利用元素分析、比表面积分析、扫描电子显微镜（SEM）、傅立叶变换红外光谱（FT-IR）和固态核磁共振碳谱（13C-NMR）等表征方法,对MCS改性前后的元素组成、比表面积、表面形貌和主要功能基团进行对比分析。结果表明改性后MCS的比表面积从4.820 m2/g上升至7.266 m2/g,总含氮量为1.92%,理论吸附容量为1.37 mEq·g-1。对比改性前后玉米秸秆的FT-IR和13C-NMR图谱,可以证明经过改性,MCS的结构骨架仍然主要是纤维素,化学改性过程成功地将大量季铵基引入玉米秸秆结构中。（2）通过批吸附实验,从吸附影响因素、吸附热力学和吸附动力学的角度分别探究了MCS吸附去除NO3-和PO43-的特性。MCS吸附NO3-和PO43-反应迅速,平衡时间少于20 min,吸附过程受pH影响显着,在pH为48的范围内吸附效果最好。MCS对NO3-和PO43-的吸附符合Langmuir吸附等温模型,对硝酸根和磷酸根的最大吸附容量分别为19.9 mg/g和0.164 mg/g。其吸附过程符合拟二级动力学模型,证明吸附速率与驱动力的平方成正比。（3）MCS对水体中常见阴离子的吸附能力顺序依次为SO42->NO3->PO43->Cl-,其对阴离子的吸附去除机理主要是静电吸附作用和离子交换作用。通过成本和性能的分析对比,证明MCS成本低廉,污染负担小,具有较好的实用性。本改性方法大幅提升了玉米秸秆对硝酸根和磷酸根的吸附能力,且具有成本低廉、环境友好的优点。
宋佩佩[5]（2017）在《电絮凝技术处理砷锑废水机理及多物理场数值模拟的研究》文中进行了进一步梳理近年来,由于砷、锑矿物不断开采冶炼及其化合物广泛而不合理的利用,导致国内外区域性或流域性砷、锑污染水体事件频发。因而有效治理砷、锑水体污染问题迫在眉睫。电絮凝技术因其具有易操作、可控性强、无需外加药剂、处理效率高等优势在水处理领域中广泛应用。本研究采用电絮凝技术去除废水中的砷和锑,试图从单因素分析与响应面优化设计、电絮凝产物特性表征、吸附动力学与热力学拟合及电絮凝体系数值模拟角度出发,探讨各因素对电絮凝处理效率的影响,研究电絮凝去除废水中砷和锑的最优化设计,探索砷和锑的去除机理及吸附行为,构建电絮凝体系中电场、流场和传质过程模型,以期建立和完善电絮凝处理砷锑废水的理论基础。研究表明以铁铝复合电极为阳极的电絮凝技术可去除废水中99%以上的砷和锑。电极采用单极串联方式可获得较低的过电位及较高的反应速率;增加电流密度可提高砷和锑的去除率;反应最佳pH范围在5.0～7.0;当初始浓度增加时,若达到较好的处理效果,需延长反应时间;溶解氧的增加有利于As（Ⅲ）的去除,而对Sb（Ⅲ）的去除起一定的抑制作用;以NaCl为电解质可减少电能的消耗并取得相对较好的去除效果;NO3-、SO42-的存在几乎不影响砷和锑的去除,但PO43-会与砷和锑竞争吸附位点,导致去除率降低,且随P043-浓度的增加抑制作用越显着。响应面设计研究表明曝气量和反应时间对砷去除率具有显着性影响,电流密度、pH和反应时间对锑去除率具有显着性影响。模型预测砷、锑废水的最佳反应条件分别为:电流密度13.19 A/m2、pH 7.0、曝气量0.32 L/min、反应时间20 min;电流密度28.67 A/m2、pH 5.24、初始浓度790.13μg/L、反应时间89.17 min,并通过实验验证。实验对锡矿山附近实际废水进行处理,砷和锑去除率均超过99%。电絮凝过程中砷、锑去除机理及其吸附行为研究表明在溶解氧环境中,As（Ⅲ）的氧化机制与活性中间体Fe（Ⅳ）有关。采用两阶段反应（石墨阳极反应+铁阳极反应）可将As（Ⅲ）有效转化为易去除的As（V）,同时减少了反应时间。铁阳极-铜阴极电絮凝过程实现了 Sb（V）的有效还原,提高了总锑的去除率。通过ESEM/EDS、FTIR、XRD及XPS对电絮凝产物的表征可知,电絮凝产物具有微米级别的微晶体结构,Al（Ⅲ）的加入引起Fe（Ⅲ）氧化物/氢氧化物的晶格膨胀,增加了比表面积及其活性。产物物相组成主要为Al（OH）3、AIOOH、Fe304/Fe203、γ-[FeO（OH）]等铁/铝的氧化物/氢氧化物/羟基络合物,尚未发现砷酸铁、砷酸铝、锑酸铁等沉淀,表明吸附作用是基于铁铝复合电极的电絮凝技术处理低浓度砷锑废水的主要机理。根据吸附动力学、等温吸附模型及热力学拟合可知,该吸附过程是以化学吸附为主的单分子层吸附,温度升高有利于吸附过程的进行。电絮凝体系数值模拟研究结果表明在序批式电絮凝反应器中,改变极板间距d或阳极两端各加1 cm绝缘层均可有效改善反应器中的一次电流分布;采用电极构型2,d=3cm可获得更加均匀的一次电流分布,电极电流效率提高。在连续流反应器中,增加流速使停留时间分布曲线拖尾减小,峰形右移,减少停滞区的产生,使传质效率增加。但流速过高不利于絮体的生成及其与污染物间的有效结合。传质过程模拟表明当反应时间为5 min时,反应器内电解/水解速率大于传质速率,故Fe2+主要分布在阳极区域,OH-主要分布在阴极区域,Fe（OH）2主要分布在两电极中间。当反应时间为15 min时,在电迁移、扩散及对流作用下,Fe2+与OH-接触面积增大,反应器内Fe（OH）2分布增加,Fe2+和OH-浓度在出口处最小。Fe（OH）+浓度及其分布不受反应时间的影响,且一旦产生立即进入下一步的水解反应。综上所述,本研究为电絮凝技术处理砷锑废水操作参数的选择与反应器的优化提供了一定的理论基础,进一步建立和完善了电絮凝处理砷锑废水的反应机理,对解决目前日益严重的砷锑水体污染问题具有重要的意义。
陈少锋[6]（2016）在《多羟基功能化硼螯合树脂的制备及其硼吸附性能研究》文中指出硼及硼化合物是重要的基础化学品,其用途超过300种,近年国内对硼产品需求大幅增加,消费年平均增长率超过10%,但国内硼产品供不应求,对外依存度超过70%,从储量丰富的盐湖卤水资源中回收硼是未来缓解我国硼产品短缺的重要途径。同时,动植物生长对环境中的硼元素极为敏感,土壤或水源中的硼过量会对动植物生长带来危害,为保护生态环境,对工业废水、灌溉水、饮用水等进行脱硼处理极为必要,因此,从回收硼和脱除硼两方面考虑,发展水溶液提硼技术意义重大。硼螯合树脂吸附技术因其适用硼浓度范围广、选择性好、吸附量大、工艺简单且吸附材料可循环利用,成为最具发展潜力的提硼方法。本课题采用水杨酸及其衍生物、氨基丙二醇、葡甲胺作功能单体制备得到多种含多羟基结构的硼螯合树脂,旨在获得高吸附容量的硼吸附材料。首先用水杨酸（SA）、4-羟基水杨酸（DHBA）,邻苯二酚（CT）,苦杏仁酸（MA）,没食子酸（GA）等芳香类物质作功能单体,采用反相悬浮聚合工艺制备得到SA-BCR、DHBA-BCR,MA-BCR,GA-BCR,CT-BCR,SA-CT-BCR系列缩聚型硼螯合树脂。用傅里叶红外光谱分析、BET比表面积分析及酸碱滴定对SA-BCR进行表征。对SA-BCR的吸附性能研究表明,用Langmuir模型拟合得到的最大吸附量Qm（fit）为0.560 mmol/g,功能基有效利用率Af（fit）为25.0%。进一步探索水杨基团螯合能力,用氨基水杨酸（ASA）对氯球骨架（CMPS）进行修饰,制备得到PS-ASA硼螯合树脂,实验测得其对硼酸最大吸附量为0.234mmol/g,其功能基团有效利用率Af（exp）为14.5%。结果表明,水杨酸类硼螯合树脂对硼酸具有络合吸附作用但其吸附量及功能基团利用率有待提高,需改善树脂孔道结构来提高树脂吸附性能。其次,用3-氨基-1,2-丙二醇（3-APD）和2-氨基-1,3-丙二醇（2-APD）分别对多孔氯球进行修饰,制备得到含邻、间位二羟基结构的两种硼螯合树脂PS-3-APD和PS-2-APD。用红外、元素分析、压汞仪和激光粒度仪对材料进行表征,确认功能单体成功接枝于氯球上。对两种树脂进行了静态提硼性能研究,分别考察了原料液pH、初始硼酸浓度、外来金属离子对硼酸吸附量影响。当溶液pH为9.15～9.20时,两种树脂对硼酸吸附量最大。溶液中Na+、Mg2+、Ca2+的存在会削弱树脂对硼酸吸附性能。吸附动力学表明其吸附速率较快,均满足准二级动力学模型。与Freundlich相比,吸附等温线更符合Langmuir模型,拟合得到的理论最大吸附量分别为0.730 mmol·g-1和0.868 mmol·g-1,功能基团有效利用率Af（fit）分别为25.2%和28.7%。PS-2-APD对硼酸吸附量及功能基利用率均比PS-3-APD更高,说明氨基丙二醇的间位二羟基结构对硼酸螯合能力比邻位二羟基结构更强一些。最后,以葡甲胺（NMDG）作功能单体对氯球进行接枝,制备得到PS-NMDG树脂,将其与Amberlite-743商品树脂进行对照。用红外、元素分析、压汞仪和激光粒度仪对PS-NMDG和743进行表征。对两树脂进行静态提硼试验,研究pH、初始硼酸浓度、外来金属离子对硼酸吸附量影响。结果表明,在较宽pH范围两树脂均能保持较高硼吸附量。在100 min均可达到吸附平衡状态,吸附动力学曲线均满足准二级吸附动力学模型。吸附等温线均符合Langmuir模型,理论最大吸附量分别为1.609 mmol/g和1.040 mmol/g,拟合得到的功能基团有效利用率Af（fit）分别为60.4%和51.4%。Na+、Mg2+、Ca2+的加入对树脂吸附性能影响较小：循环使用5次后硼负载能力均保持在90%以上。对比水杨酸及其衍生物、氨基丙二醇、葡甲胺功能单体,葡甲胺这类长链脂肪型多元醇对硼酸螯合效率更高,由其制备得到的硼吸附剂更具工业应用前景。本文对未来高效硼螯合树脂的开发及工业化应用提供参考和指导。
陈瑶[7]（2015）在《水中抗生素磺胺二甲基嘧啶的吸附去除机理研究》文中认为抗生素的大量使用甚至滥用对环境造成不容忽视的污染。本文选取生物质材料—马尾松松针和高分子合成材料—强碱性阴离子交换树脂作为吸附剂,分别对磺胺二甲基嘧啶吸附影响因素进行了实验研究。以静态和动态实验分别考察两种吸附剂对水中的磺胺二甲基嘧啶的吸附效果。结果表明,松针与树脂对水中的磺胺二甲基嘧啶吸附均属于物理吸附,两种吸附剂的吸附等温方程都与Langmuir方程相符,松针吸附动力学可以用一级动力学方程描述；而树脂吸附动力学可以用二级动力学方程描述；pH值对饱和吸附量有很大的影响,它们都以近中性溶液的饱和吸附量最大,饱和吸附量分别为0.229mg/g及0.244mg/g；溶液温度超过20℃时对饱和吸附量的影响不大。以马尾松松针作为吸附剂去除水体中的抗生素类物质具有良好的应用前景。
双陈冬[8]（2012）在《新型磁性丙烯酸系阴离子交换树脂合成及其应用研究》文中认为污水的生化尾水以及自然水体中都存在低浓度溶解性有机污染物,这些物质是消毒副产物的前体,会造成饮用水及生态安全隐患。由于水溶性强、可生化性差,如何对该类物质经济高效地去除,是目前水处理的难题之一。水体中的溶解性有机物主要为负电性有机酸,离子交换一般具有较高的去除效率。然而,传统的离子交换树脂,由于在水处理中一般采用吸附塔工艺,其处理水量受吸附塔体积和树脂床体过水阻力限制,无法满足大流量水体处理的需要。而且固定床工艺具有投资大、运行成本高等缺陷。澳大利亚Orica公司开发的磁性粉末强碱阴离子交换树脂（MIEX（?））,交换速度快、易于沉淀分离,可以替代传统的吸附塔工艺,具有处理水量大、投资及运行成本低、操作方便等优点。近年来,被广泛应用于水体中溶解性有机质的去除,被誉为“今后50年最好的饮用水处理模式”。然而,该树脂存在以下不足:（1）制造成本仍偏高;（2）交换容量低;（3）机械强度较差,在使用中易于破碎,造成流失。目前,我国应用于水处理的磁性树脂完全依赖进口。本文的研究工作正是基于上述背景,围绕溶解性有机污染物深度净化问题,开展新型磁性树脂的合成和应用研究,主要内容和结论如下所述:（1）通过改性剂、单体和交联剂的优化,确立了以γ-甲基丙烯酰氧丙基三甲氧基硅烷（γ-MPS）改性的Fe304、丙烯酸甲酯、二乙烯苯为主要成分的母体树脂配方,通过共聚、胺解、烷基化步骤制备了新型磁性阴离子交换树脂;研制的新型树脂粒径为100 μm左右,树脂具有季铵盐基团和酰胺结构,具有良好的磁分离性能,其交换容量及机械强度均显着优于由Orica公司生产的磁性阴离子交换树脂（MIEX）;优化了新型磁性树脂合成反应配方及控制条件,确定了适宜工业生产的操作工艺,实现了规模化工业生产。（2）探索了强碱阴离子交换树脂理化性质对腐殖酸（HA）吸附和再生的影响,发现树脂骨架的化学结构比树脂孔道及树脂粒径对吸附的影响更为显着。由于骨架亲水性差异较大所导致吸附机理的不同,聚丙烯酸系树脂比聚苯乙烯树脂在吸附容量和吸附速率上更具有明显优势。大孔树脂易受颗粒内扩散的影响,吸附速率较慢;同时由于颗粒内扩散速率的限制,粒径对大孔树脂动力学影响较小。树脂粒径和孔道对吸附量的影响与初始浓度有关:在较低初始浓度下,小粒径树脂具有明显优势,而孔道影响较小;而在高初始浓度的体系中,大孔树脂吸附量较大,粒径则无明显影响。脱附性能的考察表明,影响树脂脱附性能的因素重要性依次为:骨架结构、孔道结构、树脂粒径。丙烯酸系强碱阴离子交换树脂脱附率显着高于苯乙烯系强碱阴离子交换树脂。永久性孔道,大粒径都不利于HA的脱附。新型磁性阴离子交换树脂中Fe304含量在一定范围内的增加可以有效增加树脂的亲水性和孔体积,有利于树脂对HA的吸附和脱附。（3）通过与传统强碱阴离子交换树脂、以及MIEX树脂的对比,发现新型磁性阴离子交换树脂,由于其亲水性骨架结构,较小的颗粒粒径,在吸附动力学和脱附中具有显着优势。其对HA的饱和吸附容量（570 mg/g）是传统阴离子交换树脂D201的4～5倍,显着高于MIEX（307mg/g）,是目前报道的对商业HA具有最大吸附量的吸附剂。同时,NDMP-1较易脱附,具有良好的再生循环使用稳定性。此外,该树脂对于小分子羧酸类物质也具有较高的交换容量。对于典型的溶解性磺酸类有机质,新型磁性阴离子交换树脂对大分子活性染料（RWO）和小分子活性染料（OG）吸附量为MIEX树脂的近2倍;此外,新型磁性阴离子交换树脂体现出优越的再生性能。（4）探索了 HA理化结构对其在新型磁性阴离子（NDMP）系列树脂上吸附的影响。通过对不同分子量组分的HA进行分离和表征,发现HA各组分的芳香性随着HA分子量的增加而增大,电负性与分子量大小并无相关性。实验结果揭示了HA分子量大小对吸附无显着作用,而HA的电负性大小是影响HA吸附的决定因素。分子量为2500-10000 Da的电负性最强,因此其吸附量最大;而分子量小于1000 Da的HA电负性最弱,与NDMP系列树脂无明显作用。分子量为1000-2500 Da的组分由于多种吸附机制共存,再生困难,易形成树脂的污染。（5）考察了新型磁性树脂对几种实际水体（某地表水、城市污水尾水、印染生化尾水）的处理效果,并对该技术在几种实际水体的工程运行出水水质进行跟踪监测。结果表明,新型磁性阴离子交换树脂的水处理效果优于MIEX树脂及活性炭（F400D）;该技术在几种实际水体的工程运行中,显着改善出水水质,对水体中的溶解性有机质、色度及其他污染物（总磷、总氮）具有较高的去除率,出水水质稳定,成本较低。
张静进[9]（2011）在《海藻酸钠包埋活性炭与细菌吸附重金属的研究》文中研究表明重金属污染已经成为当今较严重的环境问题之一，微生物吸附方法具有来源广泛、成本低廉、吸附速度快、吸附量大、选择性高等特点，环境中大量存在的微生物如细菌、真菌、酵母和藻类等对金属离子具有很强的吸附性。固定化微生物作为一种新的生物吸附剂具有机械强度高、固液易分离，吸附剂易再生，能重复利用等优点，并可制成各种类型的反应器，实现连续运行。利用海藻酸钠固定化包埋活性炭与多黏类芽孢杆菌GA1，通过正交试验研究海藻酸钠溶液浓度、包炭量及包菌量吸附Pb2+的最佳配比，并研究了这种新型的固定化小球对Pb2+的吸附特征。结果表明，固定化活性炭与多黏类芽孢杆菌GA1小球最佳制备条件为海藻酸钠质量分数2.5%、包炭量1:20和包菌量1:2,在该制备条件下吸附率达到93.74%。固定化小球的最佳吸附条件为pH5、温度30℃和Pb2+初始浓度300mg L-1，活性炭与GA1经固定后对pH、温度和Pb2+初始浓度适应范围扩大。吸附平衡曲线表明，对Pb2+的吸附在30min内是一个快速的过程，在2h时基本趋于平衡，且平衡曲线能较好地用Langmuir模型和Freundlich模型来描述，其吸附过程主要为单分子层吸附，最大单分子层吸附量为370.37mg g-1。解吸结果表明固定化小球能有效地循环利用。废水中重金属离子一般是多种离子同时存在的，固定化小球同时吸附Pb2+和Cd2+以及Zn2+的结果显示其他离子的存在可能影响其对另一种金属离子的吸附。
史佳伟[10]（2011）在《壳聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石复合材料的制备及其吸附性能研究》文中研究表明传统的废水处理法在处理效率和经济效率方面都还存在比较多的问题。壳聚糖作为吸附剂时存在着酸溶性、质软、难成形等缺点,因此需要对其进行化学改性等处理,改性壳聚糖对金属离子具有良好的吸附性能但尚存在如造粒难、比重较小、从溶液中沉降的速度较慢等诸多缺点,且总体造价比较高;海泡石是层状硅酸盐的一种,由于其结构的特性,具备了离子交换性、吸附性、吸水性等性能,也能应用于处理重金属离子废水、染料废水等,是很有发展前景的优质价廉水处理剂,但存在着难于二次利用的问题,同时也可能产生二次污染。针对壳聚糖及海泡石在水处理方面的优缺点,本论文以壳聚糖、丙烯酸和海泡石为原料、以过硫酸铵为引发剂、N,N’-亚甲基双丙烯酰胺（MBA）为交联剂,在水溶液中通过接枝共聚反应合成了具有三维网络结构的壳聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石复合材料。制得的复合材料在具有高吸水性的同时,对重金属离子Pb（Ⅱ）、Hg（Ⅱ）也有很高的吸附性能,且海泡石的加入使树脂的吸附速率、凝胶强度和耐盐、耐酸性有了很大改善,并降低了制备成本。本文的主要研究内容及获得的研究结果有:1、以吸水倍率和吸盐水倍率为参考量,通过均匀设计对实验合成条件进行优化,并将最优化条件下的合成样品记做CTS-g-PAA/Sep,测试结果表明其吸水倍率达到423.7g/g,吸盐水倍率92.6 g/g,相对于对比样品CTS-g-PAA,复合材料的耐盐性大大提高。2、XRF测试结果表明海泡石的精制去除了原矿中的钙盐杂质;红外光谱分析表明AA、CTS和海泡石共同参与了接枝聚合反应;XRD分析说明海泡石的层状结构被撑开;从扫描电镜可以看出,CTS-g-PAA/Sep材料表面粗糙多孔,有利于增大吸附容量;热分析测试显示CTS-g-PAA/Sep热稳定性较壳聚糖大大增强,能在300℃以下保持结构稳定;氮气吸附脱附实验结果表明CTS-g-PAA/Sep比表面积达到了82.168 m2/g,有利于提高材料吸附量。3、研究了CTS-g-PAA/Sep对Pb（Ⅱ）、Hg（Ⅱ）的吸附实验。探讨了不同合成条件、溶液pH、温度对复合材料吸附性能的影响;绘制了吸附等温线,用四种等温模型对其吸附过程进行拟合,拟合结果显示CTS-g-PAA/Sep对Pb（Ⅱ）、Hg（Ⅱ）的饱和吸附量分别达到286.95 mg/g,371.89 mg/g,大大高于其它矿物及原料;吸附动力学实验表明:CTS-g-PAA/Sep对Pb（Ⅱ）、Hg（Ⅱ）的吸附均在50min左右达到平衡,优于CTS的7-8h,且用二级动力学模型可以很好描述对Pb（Ⅱ）的吸附过程,用一级动力学模型很好的描述对Hg（Ⅱ）的吸附过程。4、重复吸附-脱附实验表明CTS-g-PAA/Sep较海泡石有很好的再生性能。
二、大孔型离子交换树脂的内表面积及其吸附过程（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、大孔型离子交换树脂的内表面积及其吸附过程（论文提纲范文）
（1）聚苯乙烯精氨酸树脂的合成及其性能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 吸附树脂和离子交换树脂的概述 |
| 1.1.1 吸附树脂 |
| 1.1.2 离子交换树脂 |
| 1.2 吸附树脂和离子交换树脂的性能 |
| 1.2.1 吸附性能 |
| 1.2.2 催化性能 |
| 1.2.3 再生功能 |
| 1.3 吸附树脂和离子交换树脂的制备及应用 |
| 1.3.1 制备过程 |
| 1.3.2 致孔 |
| 1.3.3 母体的制备 |
| 1.3.4 离子交换功能基团的导入 |
| 1.4 茶碱的吸附 |
| 1.5 苯甲酸的吸附 |
| 1.6 胍的性质与应用 |
| 1.7 Knoevenagel反应 |
| 1.7.1 肉桂酸的合成方法 |
| 1.7.2 香豆素-3-羧酸的合成方法 |
| 1.8 选题意义与研究内容 |
| 1.8.1 选题意义 |
| 1.8.2 课题的主要内容 |
| 第二章 PS-ARG树脂的合成及性能测定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器设备与试剂 |
| 2.2.2 PS-ARG树脂的合成 |
| 2.2.3 PS-ARG树脂微球的性能测定及结构表征 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 PS-ARG树脂比表面积及孔容孔径分析 |
| 2.3.2 PS-ARG树脂含水量、氯含量、亲水性 |
| 2.3.3 树脂的亲水效果 |
| 2.3.4 PS-ARG树脂红外光谱分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 PS-ARG树脂对茶碱吸附性能的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与设备 |
| 3.2.2 PS-ARG树脂的预处理 |
| 3.2.3 茶碱水溶液标准曲线的绘制 |
| 3.2.4 PS-ARG树脂对茶碱的静态吸附研究 |
| 3.2.5 PS-ARG树脂对茶碱的动态吸附研究 |
| 3.2.6 PS-ARG树脂对茶碱的动态脱附研究 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 标准曲线绘制 |
| 3.3.2 PS-ARG树脂对茶碱的静态吸附 |
| 3.3.3 PS-ARG树脂对茶碱的动态吸附 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 PS-ARG树脂对苯甲酸吸附性能的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验设备与试剂 |
| 4.2.2 PS-ARG树脂的预处理 |
| 4.2.3 苯甲酸测定波长的选择 |
| 4.2.4 苯甲酸水溶液标准曲线的绘制 |
| 4.2.5 PS-ARG树脂对苯甲酸的静态吸附 |
| 4.2.6 pH对 PS-ARG树脂吸附苯甲酸的影响 |
| 4.2.7 PS-ARG树脂对苯甲酸吸附动力学 |
| 4.2.8 PS-ARG树脂对苯甲酸吸附热力学 |
| 4.2.9 PS-ARG树脂对苯甲酸动态吸附与脱附 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 标准曲线的绘制 |
| 4.3.2 PS-ARG树脂对苯甲酸静态吸附 |
| 4.3.3 pH对 PS-ARG树脂吸附苯甲酸的影响 |
| 4.3.4 PS-ARG树脂对苯甲酸吸附动力学 |
| 4.3.5 PS-ARG树脂对苯甲酸动态吸附与脱附 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 PS-ARG树脂催化Knoevenagel反应 |
| 5.1 前言 |
| 5.1.1 PS-ARG树脂催化合成肉桂酸 |
| 5.1.2 PS-ARG树脂催化合成香豆素-3-羧酸 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂与设备 |
| 5.2.2 PS-ARG树脂催化Knoevenagel反应制备肉桂酸 |
| 5.2.3 PS-ARG树脂催化Knoevenagel反应制备香豆素-3-羧酸 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 肉桂酸的红外谱图、核磁谱图 |
| 5.3.2 PS-ARG树脂用量、反应温度和反应时间对肉桂酸合成影响 |
| 5.3.3 香豆素-3-羧酸的红外谱图、核磁谱图 |
| 5.3.4 PS-ARG树脂用量、反应时间对香豆素-3-羧酸合成影响 |
| 5.4 小结 |
| 论文结语 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 研究生期间发表的论文 |
（2）改性生物炭对水中锑的吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 锑污染研究概况及其背景 |
| 1.1.1 锑的性质及形态分布 |
| 1.1.2 含锑废水的来源 |
| 1.1.3 锑污染的危害性及其生物毒理效应 |
| 1.2 含锑废水的处理方法 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 混凝沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 其他处理方法 |
| 1.3 生物炭吸附技术的发展及其应用 |
| 1.3.1 生物炭的概念 |
| 1.3.2 生物炭的结构及性质 |
| 1.3.3 生物炭的吸附机理 |
| 1.3.4 影响生物炭吸附的因素 |
| 1.3.5 生物炭相对于活性炭的优劣势 |
| 1.3.6 目前生物炭研究存在的主要问题 |
| 1.3.7 生物炭在重金属吸附领域中的应用现状 |
| 1.4 生物炭改性的研究进展及其应用 |
| 1.4.1 改性方法的类型及其形成机制 |
| 1.4.2 改性生物炭在重金属吸附领域中的应用 |
| 1.5 研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 主要试剂与生物炭 |
| 2.2 生物炭改性 |
| 2.3 生物炭表征 |
| 2.4 锑吸附实验 |
| 2.4.1 锑溶液的配制 |
| 2.4.2 最佳固液比的确定 |
| 2.4.3 pH值对Sb(Ⅴ)吸附的影响 |
| 2.4.4 吸附动力学实验 |
| 2.4.5 吸附等温线测定 |
| 2.4.6 锑浓度的测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.5.1 吸附量与吸附效率的计算 |
| 2.5.2 吸附动力学模型 |
| 2.5.3 等温吸附模型 |
| 第3章 生物炭表征 |
| 3.1 生物炭理化性质表征分析 |
| 3.1.1 比表面积(BET)分析 |
| 3.1.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.2 红外光谱分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 改性生物炭对Sb(Ⅴ)的吸附 |
| 4.1 最佳固液比 |
| 4.2 pH值对吸附过程的影响 |
| 4.3 吸附动力学过程 |
| 4.4 等温吸附过程 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 改性生物炭对Sb(Ⅲ)的吸附 |
| 5.1 最佳固液比 |
| 5.2 pH值对吸附过程的影响 |
| 5.3 吸附动力学过程 |
| 5.4 等温吸附过程 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 6.2.1 论文存在的不足 |
| 6.2.2 下一步展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）碳材料的表面改性及其电容去离子性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 全球水资源现状 |
| 1.2 脱盐技术 |
| 1.2.1 多效蒸发 |
| 1.2.2 多级闪蒸 |
| 1.2.3 电渗析法 |
| 1.2.4 反渗透法 |
| 1.3 电容去离子技术 |
| 1.3.1 电容去离子技术的发展 |
| 1.3.2 电容去离子技术的性能评价指标 |
| 1.3.3 电容去离子技术与超级电容器的异同点 |
| 1.4 电容去离子技术的研究现状 |
| 1.4.1 电容去离子技术的类型 |
| 1.4.2 电容去离子技术的电极材料 |
| 1.4.3 电容去离子技术的电荷效率和能耗 |
| 1.4.4 电容去离子技术的循环稳定性 |
| 1.5 本文主要研究思路与研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜 |
| 2.3.2 透射电子显微镜 |
| 2.3.3 物理吸附脱附测试 |
| 2.3.4 X射线光电子能谱 |
| 2.3.5 X射线衍射 |
| 2.3.6 拉曼光谱分析 |
| 2.3.7 热重分析 |
| 2.3.8 四探针法测量电阻率 |
| 2.3.9 Zeta电位测试 |
| 2.3.10 电感耦合等离子体原子发射光谱 |
| 2.4 电化学测试 |
| 2.5 电容去离子性能测试 |
| 3 硝酸处理活性炭纤维的制备及其电容去离子性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 硝酸处理活性炭纤维的制备 |
| 3.2.2 电化学性能测试 |
| 3.2.3 电容去离子模块的组装 |
| 3.2.4 电容去离子性能测试 |
| 3.3 硝酸处理活性炭纤维的结构与性质 |
| 3.4 电容去离子性能研究 |
| 3.4.1 硝酸处理活性炭纤维的离子选择性 |
| 3.4.2 电压对电容去离子性能的影响 |
| 3.4.3 电容去离子模块的循环稳定性 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 季铵化聚(4-乙烯基吡啶)修饰活性炭的制备及其电容去离子性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 活性炭的表面修饰 |
| 4.2.2 电极的制备 |
| 4.2.3 电容去离子模块的组装及测试 |
| 4.3 表面修饰活性炭的结构与性质 |
| 4.4 表面修饰活性炭的反式电容去离子性能 |
| 4.5 表面修饰活性炭的扩展电压电容去离子性能 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 微米花状MnO_2的制备及其杂化电容去离子性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 电极材料的制备 |
| 5.2.2 电化学性能测试 |
| 5.2.3 电容去离子模块的组装及测试 |
| 5.3 MnO_2的结构和性质 |
| 5.4 AC-QPVP和MnO_2的电化学性能 |
| 5.5 MnO_2/AC-QPVP的电容去离子性能 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 多孔碳纳米片的制备及其电容去离子性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 多孔碳纳米片的制备 |
| 6.2.2 电化学性能测试 |
| 6.2.3 电容去离子模块的组装及测试 |
| 6.3 多孔碳纳米片的结构和性质 |
| 6.4 多孔碳纳米片的电化学性能 |
| 6.5 多孔碳纳米片的电容去离子性能 |
| 6.6 电容去离子测试过程中的能耗与能量回收 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）改性玉米秸秆去除水中硝酸根和磷酸根的特性和机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水中NO_3~-和PO_4~(3-)来源及危害 |
| 1.1.1 水中NO_3~-和PO_4~(3-)来源 |
| 1.1.2 水中NO_3~-和PO_4~(3-)危害 |
| 1.2 水中NO_3~-和PO_4~(3-)的去除研究 |
| 1.2.1 水中NO_3~-的去除研究 |
| 1.2.2 水中PO_4~(3-)的去除研究 |
| 1.3 吸附及吸附剂的研究进展 |
| 1.2.1 吸附 |
| 1.2.2 吸附剂 |
| 1.2.3 离子交换 |
| 1.4 农业秸秆及其综合利用现状 |
| 1.3.1 农业秸秆产量及其性质 |
| 1.3.2 农业秸秆的综合利用 |
| 1.3.3 农业秸秆纤维改性的研究进展 |
| 1.5 本论文的研究意义、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究意义与目的 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 改性玉米秸秆的制备与表征 |
| 2.1 改性方法研究 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 最佳改性条件选择 |
| 2.2.1 预处理碱液浓度 |
| 2.2.2 季胺化反应温度 |
| 2.3 物理化学结构表征方法 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜分析（SEM） |
| 2.3.2 比表面积分析 |
| 2.3.3 元素分析及理论吸附容量计算 |
| 2.3.4 傅立叶变换红外光谱（FT-IR） |
| 2.3.5 固态核磁共振碳谱（13C-NMR） |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 改性机理分析 |
| 2.4.2 最佳改性条件 |
| 2.4.3 表面形貌观察 |
| 2.4.4 比表面积及元素分析 |
| 2.4.5 主要功能基团构成 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 改性秸秆吸附水中硝酸根的特性与机理 |
| 3.1 实验与方法 |
| 3.1.1 材料与试剂 |
| 3.1.2 NO_3~-批吸附实验 |
| 3.1.3 Langmuir和Freundlich吸附等温模型 |
| 3.1.4 吸附动力学模型分析方法 |
| 3.1.5 溶液中NO_3~-浓度测试 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 投加量对NO_3~-吸附去除的影响 |
| 3.2.2 溶液pH值对NO_3~-吸附去除的影响 |
| 3.2.3 接触时间和初始浓度对NO_3~-吸附的影响 |
| 3.2.4 NO_3~-吸附等温线及吸附容量 |
| 3.2.5 NO_3~-吸附动力学模型分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 改性秸秆吸附水中磷酸根的特性与机理 |
| 4.1 实验与方法 |
| 4.1.1 材料与试剂 |
| 4.1.2 PO_4~(3-)批吸附实验 |
| 4.1.3 Langmuir和Freundlich吸附等温模型 |
| 4.1.4 吸附动力学模型分析方法 |
| 4.1.5 溶液中磷酸根浓度测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 溶液pH值对PO_4~(3-)吸附去除的影响 |
| 4.2.2 接触时间和初始浓度对PO_4~(3-)吸附的影响 |
| 4.2.3 PO_4~(3-)吸附等温线及吸附容量 |
| 4.2.4 PO_4~(3-)吸附动力学特性 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 改性玉米秸秆的再生性能、竞争吸附和成本分析 |
| 5.1 实验与方法 |
| 5.1.1 材料与试剂 |
| 5.1.2 再生性能测试 |
| 5.1.3 竞争吸附测试 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 改性玉米秸秆吸附剂吸附后的再生性能 |
| 5.2.2 竞争吸附测试 |
| 5.2.3 与同类技术的对比 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 研究结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）电絮凝技术处理砷锑废水机理及多物理场数值模拟的研究（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 砷和锑的理化性质 |
| 1.1.2 砷和锑的毒性 |
| 1.1.3 砷和锑的应用 |
| 1.1.4 砷和锑污染 |
| 1.2 砷、锑废水处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 氧化还原法 |
| 1.2.4 离子交换法 |
| 1.2.5 电化学法 |
| 1.2.6 生物法 |
| 1.2.7 其他方法 |
| 1.3 电絮凝技术 |
| 1.3.1 电絮凝技术发展历程 |
| 1.3.2 电絮凝技术基本原理 |
| 1.3.3 电絮凝技术特点 |
| 1.3.4 电絮凝技术在水处理中的应用 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 电絮凝技术处理砷锑废水单因素实验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 溶液的配制 |
| 2.2.3 实验装置 |
| 2.2.4 实验步骤 |
| 2.2.5 主要指标测定及计算方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 电极材料 |
| 2.3.2 电极连接方式 |
| 2.3.3 电流密度 |
| 2.3.4 初始pH |
| 2.3.5 溶解氧 |
| 2.3.6 初始浓度 |
| 2.3.7 电导率 |
| 2.3.8 阴离子 |
| 2.3.9 换极周期 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 电絮凝技术处理砷锑废水响应面分析研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验水样 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.2.4 实验步骤 |
| 3.2.5 主要指标测定及计算方法 |
| 3.3 CCD实验设计 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 CCD设计及结果 |
| 3.4.2 方差分析及各因素交互作用讨论 |
| 3.4.3 最优化条件及实验验证 |
| 3.5 基于铁铝复合电极的电絮凝技术处理实际砷锑废水 |
| 3.5.1 实际水样 |
| 3.5.2 实验结果与讨论 |
| 3.6 电絮凝与化学絮凝的比较 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 电絮凝过程中砷锑去除机理的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 主要指标测定及样品制备 |
| 4.3 As(Ⅲ)的氧化 |
| 4.3.1 溶解氧 |
| 4.3.2 Cl~- |
| 4.3.3 电极组合 |
| 4.4 Sb(Ⅴ)的还原 |
| 4.4.1 N_2 |
| 4.4.2 电极组合 |
| 4.5 电絮凝产物特性分析 |
| 4.5.1 环境扫描电镜及能谱分析 |
| 4.5.2 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 4.5.3 X射线衍射分析 |
| 4.5.4 X射线光电子能谱分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 电絮凝过程中砷锑吸附行为的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与仪器 |
| 5.2.2 相关计算 |
| 5.3 吸附动力学研究 |
| 5.3.1 准一级动力学模型 |
| 5.3.2 准二级动力学模型 |
| 5.3.3 颗粒内扩散模型 |
| 5.3.4 Elovich模型 |
| 5.4 等温吸附模型研究 |
| 5.4.1 Langmuir等温吸附模型 |
| 5.4.2 Freundlich等温吸附模型 |
| 5.5 吸附热力学研究 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 电絮凝体系数值模拟的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 COMSOL Multiphysics及数值仿真基础 |
| 6.2.1 数值分析基础 |
| 6.2.2 COMSOL Multiphysics简介 |
| 6.3 电絮凝电场数值模拟的研究 |
| 6.3.1 电化学体系的电位和电流分布 |
| 6.3.2 控制方程 |
| 6.3.3 COMSOL Multiphysics对电絮凝电场的模拟 |
| 6.4 电絮凝流场数值模拟的研究 |
| 6.4.1 计算流体力学基本理论 |
| 6.4.2 控制方程 |
| 6.4.3 COMSOL Multiphysics对电絮凝流场的模拟 |
| 6.5 电絮凝传质过程数值模拟的研究 |
| 6.5.1 传质过程基本理论 |
| 6.5.2 控制方程 |
| 6.5.3 COMSOL Multiphysics对电絮凝传质过程的模拟 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间发表论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间授权/申请的专利目录 |
| 附录C 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
（6）多羟基功能化硼螯合树脂的制备及其硼吸附性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号清单 |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 硼与硼酸 |
| 1.1.1 硼与硼酸性质 |
| 1.1.2 硼的应用 |
| 1.1.3 硼资源概况 |
| 1.1.4 水溶液提硼意义 |
| 1.1.5 水溶液提硼技术 |
| 1.2 硼吸附剂研究进展 |
| 1.2.1 分离原理 |
| 1.2.2 葡甲胺功能化硼螯合树脂 |
| 1.2.3 其他脂肪型多羟基单体功能化的硼螯合树脂 |
| 1.2.4 芳香型多羟基单体功能化的硼螯合树脂 |
| 1.2.5 无机金属化合物硼吸附剂 |
| 1.2.6 功能单体浸渍型硼吸附剂 |
| 1.2.7 天然硼吸附剂 |
| 1.3 本文研究思路和内容 |
| 第二章 水杨酸及其衍生物功能化硼螯合树脂的制备、表征及提硼性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 硼浓度定量分析方法 |
| 2.2.3 反相悬浮聚合法制备水杨酸硼螯合树脂(SA-BCR) |
| 2.2.4 SA-BCR树脂的表征 |
| 2.2.5 SA-BCR对硼酸静态吸附实验 |
| 2.2.6 水杨酸衍生物缩聚型硼螯合树脂的制备、表征及吸附性能测试 |
| 2.2.7 氨基水杨酸功能化硼螯合树脂(PS-ASA)的制备、表征及吸附性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 反相悬浮聚合制备SA-BCR树脂的工艺条件确定 |
| 2.3.2 SA-BCR树脂的表征 |
| 2.3.3 SA-BCR对硼酸吸附性能 |
| 2.3.4 其他水杨酸衍生物功能化硼螯合树脂的制备情况及吸附性能 |
| 2.3.5 PS-ASA树脂的表征及吸附性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 氨基丙二醇功能化硼螯合树脂的制备、表征及其硼酸吸附性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 氨基丙二醇对氯球修饰制备PS-APDs硼螯合树脂 |
| 3.2.3 PS-APDs树脂的表征 |
| 3.2.4 溶液pH对PS-APDs吸附硼酸性能的影响 |
| 3.2.5 PS-APDs吸附动力学实验 |
| 3.2.6 PS-APDs吸附平衡实验 |
| 3.2.7 外来金属离子对树脂吸附性能影响 |
| 3.2.8 树脂的洗脱及再生性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PS-APDs树脂的结构表征 |
| 3.3.2 溶液pH对硼酸吸附量影响 |
| 3.3.3 PS-APDs树脂的吸附动力学 |
| 3.3.4 PS-APDs树脂的吸附等温线 |
| 3.3.5 外来金属离子对PS-APDs吸附性能影响 |
| 3.3.6 PS-APDs树脂的洗脱及再生性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 葡甲胺功能化硼螯合树脂的制备、表征及与Amberlite-743提硼性能对比 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 葡甲胺功能化硼螯合树脂的制备 |
| 4.2.3 PS-NMDG和Amberlite-743树脂的表征 |
| 4.2.4 溶液pH对PS-NMDG和Amberlite-743吸附性能影响 |
| 4.2.5 PS-NMDG和Amberlite-743吸附动力学实验 |
| 4.2.6 PS-NMDG和Amberlite-743吸附平衡实验 |
| 4.2.7 外来金属离子对PS-NMDG和Amberlite-743吸附性能影响 |
| 4.2.8 PS-NMDG和Amberlite-743树脂的洗脱及再生性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PS-NMDG和Amberlite-743树脂的结构表征 |
| 4.3.2 pH对PS-NMDG和Amberlite-743吸附性能影响 |
| 4.3.3 PS-NMDG和Amberlite-743的吸附动力学 |
| 4.3.4 PS-NMDG和Amberlite-743的吸附等温线 |
| 4.3.5 外来金属离子对树脂吸附性能影响 |
| 4.3.6 树脂的洗脱及再生性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
（7）水中抗生素磺胺二甲基嘧啶的吸附去除机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 抗生素简介及其分类 |
| 1.3 水体中抗生素污染的来源及对环境的危害 |
| 1.3.1 水体中抗生素污染的来源 |
| 1.3.2 水体中抗生素污染对环境的危害 |
| 1.4 水体环境中抗生素污染的现状 |
| 1.4.1 地表水 |
| 1.4.2 地下水及土壤 |
| 1.4.3 日常饮用水 |
| 1.5 水体中抗生素的去除技术研究及进展 |
| 1.5.1 生物处理法 |
| 1.5.2 化学氧化法 |
| 1.5.3 吸附法 |
| 1.6 研究意义与内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 预期目标 |
| 1.7 研究方案与技术路线 |
| 1.7.1 研究方案 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 1.7.3 基本创新点 |
| 2 松针对磺胺二甲基嘧啶的吸附实验 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 松针吸附剂的制备 |
| 2.3 松针吸附剂的形貌表征 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 磺胺二甲基嘧啶标准溶液的配制 |
| 2.4.2 测定方法 |
| 2.4.3 标准曲线 |
| 2.5 吸附性能分析方法 |
| 2.5.1 对SM2去除率和吸附量的计算 |
| 2.5.2 吸附动力学方程 |
| 2.5.3 吸附等温模型 |
| 2.5.4 热力学分析 |
| 2.6 实验结果与讨论 |
| 2.6.1 松针的吸附效果及饱和吸附量 |
| 2.6.2 松针吸附动力学分析 |
| 2.6.3 pH值对吸附效果的影响 |
| 2.6.4 温度对吸附效果的影响 |
| 2.6.5 松针对SM2吸附过程中的吸附等温模型 |
| 2.6.6 吸附过程中的热力学分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 强碱性阴离子交换树脂对磺胺二甲基嘧啶的吸附实验 |
| 3.1 离子交换树脂及其分类 |
| 3.1.1 离子交换树脂 |
| 3.1.2 离子交换树脂的分类 |
| 3.2 强碱性阴离子交换树脂形貌表征 |
| 3.3 吸附实验结果 |
| 3.3.1 强碱性阴离子交换树脂的吸附效果及饱和吸附量 |
| 3.3.2 强碱性阴离子交换树脂吸附动力学分析 |
| 3.3.3 pH值对吸附效果的影响 |
| 3.3.4 温度对吸附效果的影响 |
| 3.3.5 树脂对SM2吸附过程中的吸附等温模型 |
| 3.3.6 吸附过程中的热力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 马尾松松针对磺胺二甲基嘧啶的动态吸附实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 动态实验装置 |
| 4.3 动态实验方法 |
| 4.3.1 松针对SM2动态吸附量的计算 |
| 4.3.2 实验过程 |
| 4.4 松针动态吸附动力学分析 |
| 4.4.1 一级动力学分析 |
| 4.4.2 二级动力学分析 |
| 4.5 松针动态等温吸附模型 |
| 4.5.1 Langmuir吸附等温模型 |
| 4.5.2 Freundlich吸附等温模型 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 强碱性阴离子交换树脂对磺胺二甲基嘧啶的动态吸附实验 |
| 5.1 动态吸附实验装置 |
| 5.2 穿透曲线 |
| 5.3 树脂动态吸附动力学分析 |
| 5.3.1 一级动力学分析 |
| 5.3.2 二级动力学分析 |
| 5.4 动态等温吸附模型 |
| 5.4.1 Langmuir吸附等温模型 |
| 5.4.2 Freundlich吸附等温模型 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 两种吸附剂对SM2吸附效果的比较 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（8）新型磁性丙烯酸系阴离子交换树脂合成及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 论文创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 各种水体中低浓度溶解性有机质的特征及危害 |
| 1.1.2 溶解性有机质处理现状及存在问题 |
| 1.2 合成树脂法研究进展 |
| 1.2.1 传统树脂 |
| 1.2.2 磁性树脂 |
| 1.2.2.1 磁性树脂的合成 |
| 1.2.2.2 磁性树脂的应用 |
| 1.2.2.3 存在问题及解决方案 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 本文研究思路 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 新型磁性树脂合成 |
| 1.5.2 新型磁性树脂与各种阴离子交换树脂吸附对比研究 |
| 1.5.3 不同分子量腐殖酸与新型磁性树脂作用机制探讨 |
| 1.5.4 新型磁性树脂对实际水体处理应用研究 |
| 参考文献 |
| 第二章 新型磁性阴离子交换树脂合成及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 四氧化三铁的合成与改性 |
| 2.3.2 单体的选择和优化 |
| 2.3.3 磁性MA-DVB的功能基化 |
| 2.3.3.1 胺解 |
| 2.3.3.2 烷基化 |
| 2.3.4 磁性强碱阴离子交换树脂的表征 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 不同结构阴离子交换树脂对溶解性酸性有机质的吸附行为及机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 树脂性质 |
| 3.3.2 腐植酸吸附 |
| 3.3.2.1 吸附动力学 |
| 3.3.2.2 吸附等温线 |
| 3.3.2.3 无机盐影响 |
| 3.3.2.4 脱附与再生 |
| 3.3.3 磺酸染料吸附 |
| 3.3.3.1 吸附动力学 |
| 3.3.3.2 吸附等温线 |
| 3.3.3.3 无机盐影响 |
| 3.3.3.4 pH值影响 |
| 3.3.3.5 脱附与再生 |
| 3.3.4 小分子溶解性有机质吸附与脱附性能 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第四章 不同分子量腐殖酸与系列磁性阴离子交换树脂的作用行为及机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 腐殖酸性质 |
| 4.3.2 吸附动力学 |
| 4.3.3 吸附等温线 |
| 4.3.4 pH值影响 |
| 4.3.5 树脂中Fe_3_4对吸附及再生的影响 |
| 4.3.5.1 不同Fe_3O_4含量树脂的表征 |
| 4.3.5.2 吸附动力学 |
| 4.3.5.3 吸附等温线 |
| 4.3.6 脱附 |
| 4.3.6.1 腐殖酸的脱附 |
| 4.3.6.2 腐殖酸不同分子量组分的脱附 |
| 4.3.7 再生循环使用稳定性 |
| 4.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第五章 新型磁性树脂对实际水处理效果初探 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 三种实际水溶解性有机质特征 |
| 5.3.2 磁性树脂对实际水处理操作参数的优化 |
| 5.3.2.1 树脂用量 |
| 5.3.2.2 接触时间 |
| 5.3.2.3 脱附条件 |
| 5.3.3 磁性树脂对溶解性有机质的去除特征 |
| 5.3.4 磁性树脂水处理工艺 |
| 5.3.5 处理效果 |
| 5.3.5.1 地表水 |
| 5.3.5.2 城市尾水 |
| 5.3.5.3 印染尾水 |
| 5.3.6 成本核算 |
| 5.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间主要科研成果 |
| 致谢 |
（9）海藻酸钠包埋活性炭与细菌吸附重金属的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 插图索引 |
| 附表索引 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属废水的来源与危害 |
| 1.1.1 重金属的概念 |
| 1.1.2 重金属废水的来源 |
| 1.1.3 重金属对人体的危害 |
| 1.2 重金属废水的常用处理技术 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 氧化还原法 |
| 1.2.3 溶剂萃取分离法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.2.5 膜分离法 |
| 1.2.6 离子交换法 |
| 1.3 生物处理技术 |
| 1.3.1 生物对重金属的处理技术 |
| 1.4 国内外重金属废水处理技术的最新研究进展 |
| 1.4.1 几种重金属废水处理技术的最新研究进展 |
| 1.5 活性炭在废水处理中的应用 |
| 1.5.1 活性炭吸附机理简述 |
| 1.5.2 活性炭作为载体 |
| 1.5.3 活性炭纤维 |
| 1.5.4 活性炭的再生方法 |
| 1.6 微生物固定化技术 |
| 1.6.1 固定化方法的选择 |
| 1.6.2 固定化颗粒的通透性与机械强度 |
| 1.6.3 固定化微生物技术的发展趋势 |
| 1.7 本章小结 |
| 第2章 选题背景及研究内容、目的和意义 |
| 2.1 选题的背景 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 研究目的和意义 |
| 第3章 固定化活性炭与细菌小球的制备及其条件优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌种来源 |
| 3.2.2 发酵液制备与保存 |
| 3.2.3 仪器与试剂 |
| 3.2.4 微生物的培养 |
| 3.2.5 固定化小球的制备 |
| 3.2.6 正交试验设计 |
| 3.2.7 测定项目 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 固定化小球的适宜包埋条件 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 固定化小球对 Pb~(2+)的吸附性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 多黏类芽胞杆菌的吸附性能 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 试验结果 |
| 4.3 包埋后多黏类芽胞杆菌的活性 |
| 4.3.1 固定化小球形态及其吸附 Pb~(2+)前后电镜观察 |
| 4.3.2 包埋后多黏类芽胞杆菌的活性 |
| 4.3.3 主要试剂 |
| 4.3.4 试验方法 |
| 4.3.5 结果与讨论 |
| 4.4 PH 对吸附的影响 |
| 4.4.1 试验方法 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.5 离子初始浓度对吸附的影响 |
| 4.5.1 试验方法 |
| 4.5.2 结果与讨论 |
| 4.6 温度对吸附的影响 |
| 4.6.1 试验方法 |
| 4.6.2 结果与讨论 |
| 4.7 时间对吸附的影响 |
| 4.7.1 试验方法 |
| 4.7.2 结果与讨论 |
| 4.8 吸附等温曲线 |
| 4.8.1 试验方法 |
| 4.8.2 结果与讨论 |
| 4.9 固定化小球的解吸与再生 |
| 4.10 本章小结 |
| 第5章 固定化小球对复合金属离子废水的吸附研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 主要实验仪器 |
| 5.2.2 实验药品 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Pb2+作为干扰离子的影响 |
| 5.3.2 Cd2+作为干扰离子的影响 |
| 5.3.3 Zn2+作为干扰离子的影响 |
| 5.3.4 Cd2+、Pb2+、Zn2+中任意两种混合作为干扰离子的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结语 |
| 1 结论 |
| 2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表学术论文目录 |
| 致谢 |
（10）壳聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石复合材料的制备及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 有机-无机复合材料研究概况 |
| 1.2 壳聚糖的研究及应用现状 |
| 1.2.1 壳聚糖结构与性质 |
| 1.2.2 壳聚糖及其衍生物在处理废水中的研究概况 |
| 1.2.3 壳聚糖/无机复合材料的研究进展 |
| 1.3 海泡石的研究及应用现状 |
| 1.3.1 海泡石基本结构和性质 |
| 1.3.2 海泡石改性 |
| 1.3.3 改性海泡石在处理水污染中的应用 |
| 1.3.4 聚合物/海泡石复合材料研究进展 |
| 1.4 本论文的研究目的和内容 |
| 1.5 实验工作量 |
| 第2章 壳聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石复合材料的合成与实验优化 |
| 2.1 主要原料试剂与设备仪器 |
| 2.1.1 设备仪器 |
| 2.1.2 原料及药品试剂 |
| 2.1.3 实验原料精制 |
| 2.2 实验合成装置与工艺流程图 |
| 2.2.1 合成装置 |
| 2.2.2 工艺流程图 |
| 2.3 合成实验接枝原理 |
| 2.3.1 共聚物的类型和命名 |
| 2.3.2 高分子接枝的定义与分类 |
| 2.4 合成实验设计 |
| 2.4.1 均匀设计和正交设计的比较 |
| 2.4.2 实验条件的优化——均匀设计 |
| 2.4.3 复合材料吸水倍率与吸盐水倍率的计算 |
| 2.5 合成实验方法 |
| 2.5.1 均匀设计合成实验 |
| 2.5.2 最优化条件下的样品合成 |
| 2.6 实验结果与讨论 |
| 2.6.1 合成样品的吸水率和吸盐水率的测定 |
| 2.6.2 均匀设计表的直观分析与最优化结果 |
| 2.6.3 最优化条件下样品的吸水性测试 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 CTS-g-PAA/Sep 复合材料对Pb(Ⅱ)、Hg(Ⅱ)的吸附性能研究 |
| 3.1 主要设备仪器 |
| 3.2 原料及药品试剂 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.3.1 实验测试方法 |
| 3.3.2 吸附量测定方法 |
| 3.3.3 复合材料对金属离子Pb(Ⅱ) 、Hg(Ⅱ)的吸附性能实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 不同合成条件对复合材料吸附金属离子的影响 |
| 3.4.2 溶液pH 值对复合材料吸附性能的影响 |
| 3.4.3 温度对复合材料吸附性能的影响 |
| 3.4.4 吸附等温线实验 |
| 3.4.5 吸附剂的比表面积计算 |
| 3.4.6 吸附动力学实验 |
| 3.4.7 材料的重复吸附-脱附实验 |
| 3.4.8 与其他吸附剂比较 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 CTS-g-PAA/Sep 复合材料的表征 |
| 4.1 主要原料试剂及设备仪器 |
| 4.1.1 设备仪器 |
| 4.1.2 测试样品 |
| 4.2 分析表征方法与结果 |
| 4.2.1 X 射线荧光光谱法(XRF) |
| 4.2.2 红外光谱分析 |
| 4.2.3 XRD 分析 |
| 4.2.4 扫描电镜分析 |
| 4.2.5 热分析 |
| 4.2.6 氮气吸附-脱附表征 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 CTS-g-PAA/Sep 复合材料的合成机理探讨 |
| 5.1 合成中壳聚糖与海泡石的作用 |
| 5.1.1 聚合物/层状硅酸盐复合材料结构简介 |
| 5.1.2 壳聚糖与海泡石的相互作用 |
| 5.2 壳聚糖接枝共聚丙烯酸机理 |
| 5.3 合成中海泡石与丙烯酸的相互作用 |
| 5.4 CTS-g-PAA/Sep 合成机理探讨 |
| 5.5 小结 |
| 总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
四、大孔型离子交换树脂的内表面积及其吸附过程（论文参考文献）
- [1]聚苯乙烯精氨酸树脂的合成及其性能的研究[D]. 付玉丽. 湖南师范大学, 2020(01)
- [2]改性生物炭对水中锑的吸附行为研究[D]. 李佳霜. 贵州大学, 2018(05)
- [3]碳材料的表面改性及其电容去离子性能研究[D]. 武婷婷. 大连理工大学, 2017(09)
- [4]改性玉米秸秆去除水中硝酸根和磷酸根的特性和机理研究[D]. 隋欣恬. 华南理工大学, 2017(07)
- [5]电絮凝技术处理砷锑废水机理及多物理场数值模拟的研究[D]. 宋佩佩. 湖南大学, 2017(06)
- [6]多羟基功能化硼螯合树脂的制备及其硼吸附性能研究[D]. 陈少锋. 浙江大学, 2016(02)
- [7]水中抗生素磺胺二甲基嘧啶的吸附去除机理研究[D]. 陈瑶. 辽宁工程技术大学, 2015(03)
- [8]新型磁性丙烯酸系阴离子交换树脂合成及其应用研究[D]. 双陈冬. 南京大学, 2012(01)
- [9]海藻酸钠包埋活性炭与细菌吸附重金属的研究[D]. 张静进. 湖南大学, 2011(06)
- [10]壳聚糖-g-聚丙烯酸/海泡石复合材料的制备及其吸附性能研究[D]. 史佳伟. 成都理工大学, 2011(04)