一、离子极化和离子水化能（论文文献综述）
罗雅雪[1]（2019）在《基于Hofmeister效应的土粒相互作用及其对土壤水分入渗的影响》文中认为土壤颗粒间的相互作用,主要包括土粒的凝聚-分散过程,其深刻影响着诸如土壤团粒结构的形成与稳定、土壤中各种元素、污染物的迁移转化以及水土资源演变等焦点问题。土粒的分散会造成土壤结构的恶化,导致土壤孔隙的堵塞使得水分不易下渗,增加水土流失发生的可能;相反,具有多级团粒结构的土壤通常通气保水性能高、供肥能力强。因此,从农业生产和生态环境保护的角度来看,对土壤颗粒间的相互作用进行系统而深入的研究显得尤为必要。目前人们主要采用经典的DLVO理论来描述颗粒间相互作用并通过Schulze-Hardy规则来预测胶体凝聚行为。虽然DLVO理论可以对不同离子浓度、离子价态体系下颗粒的凝聚-分散行为作出合理的解释,但经典DLVO理论却存在一个重大缺陷,即未考虑离子特异性效应对颗粒间相互作用的影响。离子特异性效应,又称Hofmeister效应,指的是相同价态不同种类的离子对同一研究体系所带来的不同效应。它普遍存在于土壤体系中,并深刻影响着土粒间的相互作用。例如,众所周知,Na+分散土粒的能力显着强于同为一价的K+,而Ca2+絮凝土壤悬液的能力强于同为二价的Mg2+。土壤颗粒在不同电解质体系中表现出的不同的凝聚/分散行为的本质是不同离子与带电颗粒表面之间相互作用的差异。因此,在离子特异性效应存在下,如何来定量表征不同离子与表面之间的界面反应的差异?进一步地,如何正确描述离子特异性效应存在下的颗粒间的静电排斥和范德华吸引作用,并实现对胶体在不同离子体系中凝聚行为的准确预测?上述问题都还有待进一步的研究和解答。与此同时,现有的研究普遍将土-水宏观界面上的水分入渗过程和介观尺度上的土壤颗粒间相互作用分开来研究,且对土壤水分入渗的研究也很少涉及到其内在机制。新近的研究发现,土壤表面电荷以及介观尺度下的颗粒内部作用力可能才是本质上影响和调控土壤诸多宏观过程的关键原因,因而宏观上的土壤水分入渗和介观的土壤颗粒相互作用之间的联系还有待进一步揭示。因此,本研究从离子特异性效应这一个视角去探索土壤颗粒间的相互作用。首先,选取了Li+、Na+、K+、Cs+、Mg2+和Ca2+这6种离子,通过引入离子的绝对有效电荷系数定量表征了各阳离子与表面的相互作用能的差异（第3章）。其次,建立了考虑离子特异性效应的物质Hamaker常数测定和计算方法,实现了对颗粒间范德华吸引作用的正确估计（第4章）。在此基础上,进一步建立了胶体凝聚活化能与离子界面作用能的理论关系,并通过该理论成功预测了胶体在不同电解质中的凝聚CCC值,弥补了经典DLVO理论中Schulze-Hardy规则未考虑离子特异性效应的不足（第5章）。最后,通过土粒间相互作用力的定量计算和室内土柱入渗实验,探讨了介观上的土粒间相互作用与宏观上的土壤水分入渗的关系（第6章）。通过这几方面的研究,本文得到如下主要结果:1、引入离子的绝对有效电荷系数,γi定量表征了几种常见的一、二价金属离子与表面相互作用能的差异,并成功解释了各离子在蒙脱石上的吸附动力学特征和平衡吸附量上的差异。本研究以一价的Li+、Na+、K+、Cs+以及二价的Mg2+、Ca2+为研究对象,通过二元离子交换平衡所得的离子相对有效电荷系数进一步计算得到了上述各阳离子的绝对有效电荷系数。结果表明:对于一价碱金属离子,其绝对有效电荷系数值的顺序为γLi（1.063）<γNa（1.180）<γK（1.942）<γCs（2.864）;对于二价碱土金属离子,相应的顺序为γMg（1.425）<γCa（2.005）。理论上,对于同价离子,γi值越大,其与带电表面的作用越强,该离子的吸附速率和达到热力学平衡时的平衡吸附量将越高。而离子吸附动力学和吸附平衡实验结果发现,五种阳离子在K+蒙脱石上吸附速率与平衡吸附量一致表现为:Cs+>>Na+>Li+,Ca2+>Mg2,与理论预期一致。这表明通过引入γi可以成功解释各阳离子吸附行为的差异,而离子与表面相互作用能的差异是导致离子吸附出现Hofmeister效应的本质原因。2、建立了考虑离子特异性效应的基于DLS技术的土粒Hamaker测定和计算方法,从而实现了对颗粒间范德华吸引作用的正确估计。Hamaker常数在描述颗粒间的相互作用和预测胶体悬液稳定性方面都是一个重要的参数。现有的基于经典DLVO理论的Hamaker常数的测定方法忽略了离子特异性效应的影响并会得到不可靠的结果。本研究中同时建立了考虑与不考虑离子特异性效应时的Hamaker常数的测定方法,其中Hamaker常数通过本研究所建立的在临界聚沉浓度（CCC）时颗粒间的范德华吸引与静电排斥相互作用之间的数学关系获得。结果发现:在Li+、K+、Cs+三种同价碱金属离子体系中,蒙脱石胶体的凝聚动力学存在着显着的离子特异性效应,各离子引发蒙脱石胶体聚沉的CCC值分别为Li+（277.2 mM）>K+（80.3 mM）>Cs+（27.2 mM）。当不考虑离子特异性效应时,通过这三种离子的凝聚动力学所得到的同一种蒙脱石的Hamaker常数差异巨大(Li+体系:6.70×10–20 J;K+体系:17.4×10–20 J;Cs+体系:35.7×10–20 J),与事实相悖;相反,考虑了离子特异性效应的影响后,通过Li+、K+、Cs+三种离子的凝聚动力学可以获得一致的Hamaker常数(Li+体系:6.20×10–20 J;K+体系:6.09×10–20 J;Cs+体系:6.75×10–20 J)。这也进一步说明离子特异性效应深刻影响着“原子/离子”尺度上的离子界面反应,可靠的Hamaker常数的获取必须考虑离子特异性效应的影响。3、建立了考虑Hofmeister效应的胶体颗粒凝聚活化能与离子界面作用能的理论关系,并成功用于胶体凝聚CCC值的预测。首先,从理论上建立了胶体凝聚活化能与离子界面作用能的理论数学关系,该理论的正确性得到了不同电解质条件下蒙脱石凝聚动力学实验结果的验证。研究发现:Li+、K+、Cs+、Mg2+和Ca2+几种离子的附加界面作用能分别为其经典库伦作用能的0.063、0.942、1.864、0.850和2.010倍。在考虑了上述各离子不同的附加界面作用能后,进一步通过建立的理论模型预测了蒙脱石胶体在K+、Cs+、Mg2+和Ca2+体系中的凝聚CCC值。各离子的CCC理论预测值分别为K+（78.8 mM）、Cs+（29.9 mM）、Mg2+（6.48 mM）、Ca2+（3.12mM）;而从凝聚动力学实验得到的CCC实测值分别为K+（80.3 mM）、Cs+（27.2 mM）、Mg2+（7.99 mM）、Ca2+（2.38 mM）。可以看出CCC理论预测值与实测值十分吻合,而经典DLVO理论中Schulze-Hardy规则在预测同价离子的CCC值上失效。不同离子附加界面作用能的不同使得相邻颗粒间的静电排斥作用的差异,进而导致不同离子引发颗粒凝聚所需活化能的差异以及不同的CCC值;4、阐明了介观尺度上的土壤颗粒间的相互作用力与宏观尺度上的土壤水分入渗之间的定量联系。本章中以紫色土和黄壤为研究对象,通过垂直土柱入渗实验比较了不同KNO3电解质浓度(0.0001、0.001、0.01和0.1 mol L-1)条件下两种土壤的水分入渗情况。并通过土壤颗粒表面电荷性质、土粒间相互作用力的定量计算进一步探究了土壤颗粒内部作用力对土壤水分入渗的影响。结果发现:（1）以恒电荷为主的紫色土和以可变电荷为主的黄壤的表面电荷性质存在较大的差异。紫色土的表面电荷数量、表面电位以及表面电场强度都显着高于黄壤对应的表面性质参数;（2）土壤颗粒间的4个力:静电排斥力、长程范德华吸引力、表面水合斥力和渗透排斥力共同决定了供试土壤中水的入渗速率,并且本研究中给出了影响土壤水入渗的上述4种力的量化描述;（3）在低电解质浓度条件下,静电排斥力起主要作用;而在高电解质浓度(≥0.1 mol L-1)条件下,颗粒间的渗透排斥力占主导;（4）土壤电荷、土壤溶液浓度通过影响土壤颗粒间的相互作用力来影响土壤中的水分入渗。土壤表面大量的电荷使土粒周围产生强电场以及土粒间的静电排斥力,而土壤溶液中电解质浓度调节了土粒间排斥力的大小,从而调节了土壤的结构稳定性和水分的入渗过程。综合上述几方面的研究结果,本研究得到以下几点结论:（1）同价离子不同的附加界面作用能可通过离子的绝对有效电荷系数来进行定量表征;（2）离子界面反应的不同是引发土-水界面上诸如离子的吸附能力、颗粒凝聚、水分入渗等一系列行为差异的本质原因;（3）土壤水分运动的宏观效应实际上是由土粒相互作用的性质和强度来决定的,而土粒相互作用的性质和强度又是受到离子界面反应Hofmeister效应的深刻影响。
刘波[2]（2017）在《某铀矿山尾矿中有害金属元素的迁移、阻滞及机理研究》文中研究指明铀尾矿堆积体在大气降水的淋滤和地表潜水的渗滤作用下,其内的有害金属离子较易进入地表水和浅层地下水中,给人类健康和生态环境带来严重危害。因此,防止铀尾矿库退役后有害金属离子的迁移一直是环境领域国内外关注与研究的重要课题。膨润土、沸石矿物对放射性和重金属离子具有良好的吸附和固化性能,是治理铀尾矿库潜在的固化基材。本文以我国某地铀矿山尾矿为研究对象,在铀尾矿矿物组分及理化属性研究基础上,研究尾矿中有害金属离子的含量、赋存状态及可迁移活性;研究尾矿粒度、淋滤液pH等因素对铀尾矿堆积体中有害金属离子的迁移影响;并基于膨润土良好的阳离子交换性、防渗性和胶体分散性,将其作为吸附和阻滞材料。研究膨润土对有害金属离子的吸附行为;将膨润土胶体注入铀尾矿堆积体中,制备膨润土/铀尾矿复合体,研究复合体中膨润土凝胶对有害金属离子的吸附、孔隙封闭及密水性;研究膨润土在碱性水体系中形成沸石矿物及对铀尾矿堆积体的密水和对有害金属离子的阻滞效果;查明铀尾矿堆积体的化学和矿物组分及理化属性、铀尾矿堆积体中有害金属离子的迁移规律、膨润土对铀尾矿中有害金属离子的吸附规律、膨润土转化为沸石矿物的优化合成条件;揭示铀尾矿堆积体中有害金属离子的迁移机制、膨润土对铀尾矿中有害金属离子的吸附机制以及膨润土、沸石矿物对铀尾矿堆积体孔隙的原位封闭和固化作用及对有害金属离子的阻滞机制。通过对铀尾矿堆积体属性的表征分析研究,查明了铀尾矿堆积体中矿物组成、化学成分、有害金属离子的分布特征和赋存状态。铀尾矿堆积体以硅酸盐矿物为主,其主要矿物相为钠长石、石英、二水石膏和斜绿泥石,主要化学成分为SiO2、Al2O3、CaO和SO3。其中对环境有较大危害性的有害金属离子为Mn、Sr、Pb、U。Sr主要富集在硅酸盐矿物中。Pb富集在石膏矿物中。U、Mn等元素均匀的分布于各尾矿体内。且U和Pb主要以残渣态方式存在,可迁移态中相对较少;Sr和Mn多以水溶态和可交换态存在于矿物中,在环境中迁移性较强。U、Sr、Pb、Mn在铀尾矿中的累积程度关系为U>Pb>Sr>Mn,可迁移程度关系为Mn>Sr>U>Pb,风险因子大小关系为Sr>Mn>Pb>U,对环境的综合危害效应程度为U>Sr>Mn>Pb。利用静态浸出和动态淋滤对铀尾矿中有害金属元素的迁移行为进行研究,查明了铀尾矿中有害金属元素在模拟自然条件下的迁移规律和迁移机制。静态浸出表明水作用下铀尾矿中的Mn、Sr、Pb、U易从尾矿中释放并迁移至溶液中。其释放行为受浸泡时间、固液比、pH和尾矿粒径等环境因素影响。不同粒径铀尾矿的动态淋滤表明,铀尾矿中Mn、Sr、Pb、U的释放量并不随自然尾矿粒径的减小而升高。Mn的释放量随尾矿粒径的减小而降低,而Sr、Pb、U的释放量不随尾矿粒径的减小而规律变化。不同酸度的淋滤液对尾矿进行淋浸表明,铀尾矿中Mn、Sr、Pb、U的释放存快速释放和缓慢释放。Mn和U的释放随淋滤液pH值的增加而降低,但Sr和Pb的释放随淋滤液pH值改变而变化较小。铀尾矿中Mn、Sr、Pb、U的释放与Mn、Sr、Pb、U的化学反应活性、迁移活性以及赋存状态相关。铀尾矿中位于易迁移态中的离子最先被释放出,且含量越高,释放量越高,但部分离子还要受溶解-沉淀-再溶解机制控制。Mn的释放机制主要为表面洗脱,Sir和Pb的释放主要受表面溶解影响,而U的释放受表面洗脱和扩散运输共同影响。基于铀尾矿中Mn、Sr、Pb、U的释放迁移规律和机制,利用膨润土对尾矿中释放的Mn、Sr、Pb、U进行吸附研究,查明了初始浓度、pH值、反应温度和反应时间对吸附行为的影响。膨润土能较为有效的吸附铀尾矿中浸出的有害金属离子,且吸附过程主要受到离子浓度和溶液pH值的影响。膨润土吸附铀尾矿中有害金属离子是满足Langmuir等温模型的准二阶动力学吸附过程。膨润土对Mn、Sr、Pb、U的吸附机制随pH值的不同而略有差异。当pH<4时,其吸附机制为阳离子交换作用,蒙脱石层间可交换阳离子,与溶液中的Mn、Sr、Pb、U进行离子交换而进入蒙脱石层间而固定。当4<pH<5时,其吸附为水解络合专性吸附机制。当pH>5时,膨润土对Mn、Sr、Pb、U的吸附主要为沉淀机制。利用一步常压水浴方法,以膨润土为原料,探明了 Na/Si摩尔比、Si/Al摩尔比、反应温度、反应时间、加水量对合成沸石矿物结构和形貌的影响,并获得了A沸石和方钠石优化的合成工艺条件。以膨润土为原料合成A沸石的优化合成条件为Na/Si=4、Si/Al=1、反应温度=90℃、反应时间= 12h、加水量为35mL;合成方钠石的优化合成条件为Na/Si=16、Si/Al=1、反应温度=90℃、反应时间=12h、加水量为35mL。优化条件下合成的A沸石晶型较为完整,以正方体形态存在,其粒径大小约为1μm;合成的方钠石以花瓣状颗粒叠合形成的球形团聚体,其颗粒团聚体大小约为1～2μm。将膨润土凝胶注入铀尾矿堆积体中,成功制备了膨润土/铀尾矿复合体,并原位转变成沸石矿物/铀尾矿复合体。研究了膨润土、沸石矿物对尾矿孔隙的封闭以及对有害金属离子的阻滞作用。膨润土/铀尾矿复合体在控制碱度条件下可分别转变为A沸石/铀尾矿复合体和方钠石/铀尾矿复合体,且制备的沸石矿物/铀尾矿复合体具有良好的密实性,能有效的降低水的渗透性。此外,沸石矿物/铀尾矿复合体能较好的对铀尾矿进行稳定化,且能降低铀尾矿中有害金属离子的浸出迁移活性。沸石矿物/铀尾矿复合体对铀尾矿中污染物浸出迁移的阻滞机理主要为:铀尾矿堆积体中注入膨润土凝胶,并原位转变为沸石矿物而形成沸石矿物/铀尾矿复合体,可堵塞和封闭铀尾矿堆积体中的孔隙,减少了沸石矿物/铀尾矿复合体的渗水迁移通道,使得部分通孔变成盲孔,从而形成隔离屏障,有效降低了有害金属离子随孔隙水的渗透而迁移。另外,沸石矿物可视为一种晶化的地质聚合物,具有较好的稳定性,对铀尾矿颗粒起粘结作用,其三维网络状结构对有害金属离子具有囚禁作用。且扫描电镜分析表明沸石矿物/铀尾矿复合体中的沸石矿物对铀尾矿颗粒进行了较为严实的包裹,降低了铀尾矿颗粒与水之间的直接接触作用,从而降低了尾矿颗粒内的污染物随水流的渗透而扩散迁移。
刘吕丹[3]（2016）在《复杂环境中高分子的离子特异性效应》文中指出在本论文中,我们利用浊度、差示扫描量热（DSC）等方法系统研究了不同水-有机溶剂混合溶剂体系以及小分子渗透剂存在下热敏性高分子聚（氮-异丙基丙烯酰胺）（PNIPAM）相转变行为中的离子特异性效应,主要研究内容如下：（1）我们研究了水-乙二醇（EG）和水-双氧水（H202）混合溶剂中PNIPAM最低临界溶解温度（LCST）行为中的离子特异性效应。浊度研究结果表明随着EG摩尔分数增大,阴离子特异性效应被不断放大,然而H202则无此效应。拉曼光谱和DSC研究结果表明在水-乙二醇和水-双氧水混合溶剂中阴离子特异性效应放大的差异性主要由阴离子和溶剂络合物间的相互作用导致。另一方面,随着EG摩尔分数的增大,阳离子特异性效应也会被放大。同样,H202对阳离子特异性效应的放大无明显影响。两种混合溶剂中阳离子特异性效应放大的差异性主要由溶剂与聚合物间相互作用的差异性决定。（2）我们研究了水-乙醇和水-二甲亚砜混合溶剂中PNIPAM的LCST和最高临界溶解温度（UCST）行为中的阴离子特异性效应。在这两类混合溶剂中,浊度研究结果表明LCST行为中的阴离子特异性效应离子序列与经典的Hofmeister离子序列一致。PNIPAM在水-乙醇混合溶剂中UCST行为的阴离子特异性效应离子序列也与经典的Hofmeister离子序列一致。然而,PNIPAM在水-二甲亚砜混合溶剂中UCST行为的阴离子特异性效应离子序列则呈现倒“V”型。拉曼光谱和导电率研究结果表明在水-乙醇混合溶剂中阴离子对PNIPAM的LCST和UCST行为影响方式相同,因此导致LCST和UCST行为中阴离子特异性效应相似。相反,在水-二甲亚砜混合溶剂中,阴离子极化氢键和chaotropic型阴离子直接吸附作用导致UCST行为中阴离子特异性效应出现倒“V”型离子序列。（3）我们研究了甲基尿素和糖分子对PNIPAM相转变行为中的阴离子特异性效应的影响。DSC研究结果表明四甲基脲可以直接吸附到PNIPAM表面,但葡萄糖则倾向于远离PNIPAM表面。甲基脲可以放大LCST行为中的阴离子特异性效应,但小分子糖则无此效应。甲基脲放大阴离子特异性效应是由于其通过疏水相互作用与PNIPAM结合放大不同阴离子极化氢键的差异性导致的。甲基脲上的甲基越多,其与PNIPAM间的疏水作用越强,阴离子特异性效应放大越明显。然而,尿素却无法放大阴离子特异性效应,主要是因为尿素无法与PNIPAM通过疏水相互作用形成PNIPAM/尿素络合物造成的。
王凤英[4]（2015）在《用人工神经网络预测金属离子水化能》文中指出对金属离子水化能及其结构之间的关系进行了探讨,通过神经网络方法对其结构和性能关系建模发现,所建网络整体性能稳定,预测准确度高,所采用的几个重要的输入参数都能用人工神经网络的不同方法很好地预测金属离子水化能,且比传统的多元线性回归方法有较好的预测能力.
何伟[5]（2009）在《常压下脱硫石膏的转晶、改性及溶解度研究》文中提出脱硫石膏是钙基湿法烟气脱硫过程中,通过烟气脱硫装置经石灰（石）浆液吸收SO2产生的一种工业副产品。实现脱硫石膏的资源化应用,是根本解决钙基湿法烟气脱硫工艺（FGD）中脱硫渣二次污染问题的有效途径。本研究重点探索常压下利用脱硫石膏制备α-半水石膏过程中,脱硫石膏的转晶和改性的最佳条件。同时对该转化过程中试剂级二水硫酸钙和脱硫石膏的溶解度变化规律进行研究,并比较二者在单种盐溶液和复合盐溶液中溶解度变化的规律。本实验以常压盐溶液水热法改性脱硫石膏（对脱硫石膏进行改性）,并利用间歇反应装置（三口烧瓶）模拟结晶反应器。本实验中主要探讨了不同温度及盐溶液种类和浓度对脱硫石膏晶体转化过程的影响,结合实验过程中样品的定性和定量分析,研究脱硫石膏转化生成α-半水石膏的过程,从而筛选出脱硫石膏常压盐溶液法晶体转化过程的最佳工艺条件。实验结果表明,温度、盐溶液种类和浓度是脱硫石膏转晶过程中最敏感的因素,得到结晶形态良好的α-半水石膏的最佳控制条件为温度95℃98℃,盐溶液浓度25%31%。硫酸钙溶解度的研究结果显示,二水硫酸钙（AR）和脱硫石膏在单种盐溶液中的溶解规律性是一致的:在CaCl2溶液中由于Ca2+同离子效应的影响,盐溶液浓度越高,二水硫酸钙的溶解度越低;MgCl2溶液中,因Mg2+可与SO42-生成稳定的硫酸镁离子对,从而促进二水硫酸钙的溶解,促溶作用明显;KCl溶液中,KCl溶解产生的盐效应也具有促进二水硫酸钙溶解的作用,但KCl盐效应所产生的促溶效果低于MgCl2;在Ca-Mg-K的混合氯化盐溶液中,硫酸钙溶解度受到同离子效应的影响最为显着。
秦正龙,冯长君[6]（2008）在《极化力参数与金属离子水合热的关系研究》文中认为用有效主量子数n*、电负性I、离子电荷数Z,定义一个极化力参数T,T与51种金属离子的水合热ΔrH0h呈现高度的相关性,它们的线性回归方程为:ΔrH0h=-64.92+819.41T,r=0.9968.该模型原理简单、结果可靠、物理意义明确,其预测值与实验值吻合良好,且置信度高达99.9%.
石征宇,石大安,吕孟[7]（2007）在《物质溶解度影响因素的调研》文中提出从物质自身结构性质、溶质与溶剂分子间作用力及溶液体系条件等角度对物质溶解度的影响因素进行了调研,对物质溶解度的影响因素进行了较为系统全面的分析。
包锦渊,吴启勋[8]（2005）在《结构参数S及其对金属离子水化能的预测》文中进行了进一步梳理提出了一个新的结构参数S,S和49种金属离子的水化能有良好的线性相关性,运用最θ=77 75+26 60S,相关系数为0 994,在α=0 01下通过F检小二乘法建立的回归方程ΔrHh验。结果表明,S能够用于预测离子的性质。
秦正龙,吴俊明[9]（2004）在《原子序数与镧系离子理化性质的相关性研究》文中研究指明用原子序数（N）代表镧系离子（Ln3+）大体结构效应的因素,并将N对镧系离子的16种理化性质（P）进行线性回归,回归方程均在0.001显着水平下通过F检验,估算值与实验值都很好吻合.
袁红霞,肖盛兰,王佳芬,钱亚兵[10]（2002）在《卤化银在水中溶解度变化规律的研究》文中研究说明热力学原理是讨论物质溶解度的有效方法之一 .运用热力学原理对一定条件下卤化银在水中的溶解度变化规律进行了解释 ,分析了引起卤化银在水中溶解度发生变化的各种因素 ,说明使卤化银在水中的溶解度由氟化银到碘化银依次减小的最主要因素不是离子极化 ,而是卤素离子水化能 .
二、离子极化和离子水化能（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、离子极化和离子水化能（论文提纲范文）
（1）基于Hofmeister效应的土粒相互作用及其对土壤水分入渗的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤表面电荷 |
| 1.1.1 表面电荷的来源 |
| 1.1.2 表面电荷性质的测定 |
| 1.2 双电层理论及其进展 |
| 1.2.1 双电层模型的发展 |
| 1.2.2 双电层中各电位及其关系 |
| 1.2.3 双电层中的离子和电位分布 |
| 1.3 土壤胶体颗粒间相互作用 |
| 1.3.1 DLVO理论及颗粒间作用力 |
| 1.3.2 临界聚沉浓度和Schulze-Hardy规则 |
| 1.3.3 其他影响因素 |
| 1.4 土壤水分入渗 |
| 1.4.1 土壤水分入渗理论与模型 |
| 1.4.2 影响因素 |
| 1.5 离子特异性效应 |
| 1.5.1 Hofmeister序列 |
| 1.5.2 经典理论的失效 |
| 1.5.3 相关解释 |
| 1.5.4 土壤学领域中的离子特异性效应 |
| 1.6 结语 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 立题依据 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 离子界面作用能的定量表征:绝对有效电荷系数 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 理论 |
| 3.2.1 绝对有效电荷系数γi的获取 |
| 3.2.2 γi对离子吸附的影响 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 实验材料及前处理 |
| 3.3.2 离子吸附动力学实验(流动法) |
| 3.3.3 离子吸附平衡实验(平衡法) |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 一、二价阳离子的绝对有效电荷系数 |
| 3.4.2 γi对离子吸附动力学的影响 |
| 3.4.3 离子吸附的流动法与平衡法的比较 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 考虑离子特异性效应的物质Hamaker常数测定 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 理论 |
| 4.2.1 不考虑离子特异性效应时Hamaker常数方法 |
| 4.2.2 考虑离子特异性效应的Hamaker常数 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不考虑离子特异性效应的Hamaker常数 |
| 4.3.2 考虑离子特异性效应的Hamaker常数 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 考虑离子特异性效应的胶体凝聚预测:基于离子界面作用能与凝聚活化能的定量关系 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 理论 |
| 5.2.1 基于DLS活化能的推导 |
| 5.2.2 离子界面作用能对颗粒凝聚活化能的影响 |
| 5.3 理论预测 |
| 5.4 理论的验证 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 土壤颗粒间相互作用力对土壤水分入渗的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 样品前处理 |
| 6.2.3 供试土壤表面性质参数的测定与计算 |
| 6.2.4 土壤颗粒间相互作用力的计算 |
| 6.2.5 土壤水分入渗实验 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 两种供试土壤的表面性质 |
| 6.3.2 土壤颗粒间相互作用力的分布 |
| 6.3.3 颗粒间相互作用力对土壤水分入渗的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间主要成果、学术活动和获奖情况 |
（2）某铀矿山尾矿中有害金属元素的迁移、阻滞及机理研究（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 有害金属元素迁移研究 |
| 1.2.2 铀尾矿治理研究现状 |
| 1.3 存在的问题与发展趋势 |
| 1.3.1 存在的问题 |
| 1.3.2 发展趋势 |
| 1.4 研究目标与研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 主要创新成果与创新点 |
| 1.5.1 主要创新成果 |
| 1.5.2 创新点 |
| 1.6 主要工作量 |
| 2 铀尾矿堆积体的属性研究 |
| 2.1 样品采集与处理 |
| 2.1.1 样品的采集 |
| 2.1.2 样品的前处理 |
| 2.2 实验与测试 |
| 2.2.1 原料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 分析与测试 |
| 2.2.4 表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 矿物组成分析 |
| 2.3.2 化学成分分析 |
| 2.3.3 含水率分析 |
| 2.3.4 粒度分析 |
| 2.3.5 pH分析 |
| 2.3.6 阳离子交换容量 |
| 2.3.7 有害金属元素的分布特征 |
| 2.3.8 有害金属元素的赋存状态 |
| 2.3.9 有害金属元素对环境的综合影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 铀尾矿中有害金属元素的静态浸出行为研究 |
| 3.1 实验 |
| 3.1.1 原料与试剂 |
| 3.1.2 仪器与设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 时间对铀尾矿试样中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 3.2.2 液固比对铀尾矿试样中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 3.2.3 pH值对铀尾矿试样中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 3.2.4 粒度对铀尾矿试样中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 3.2.5 铀尾矿有害金属元素释放动力学 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 铀尾矿中有害金属元素的动态浸出行为研究 |
| 4.1 实验 |
| 4.1.1 原料与试剂 |
| 4.1.2 仪器与装置 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同尾矿粒径对尾矿中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 4.2.2 不同淋浸液pH值对尾矿中Mn、Sr、Pb、U的浸出影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 膨润土对Mn、Sr、Pb、U的吸附行为 |
| 5.1 实验 |
| 5.1.1 实验原理 |
| 5.1.2 原料与试剂 |
| 5.1.3 仪器与装置 |
| 5.1.4 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 膨润土试样的理化性质 |
| 5.2.2 膨润土对Mn、Sr、Pb、U的单吸附行为 |
| 5.2.3 膨润土对Mn、Sr、Pb、U的共吸附行为 |
| 5.2.4 膨润土对Mn、Sr、Pb、U的吸附机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 沸石矿物的合成与表征 |
| 6.1 实验 |
| 6.1.1 实验原理 |
| 6.1.2 原料与试剂 |
| 6.1.3 仪器与装置 |
| 6.1.4 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 Na/Si摩尔比对合成沸石矿物的影响 |
| 6.2.2 Si/Al摩尔比对合成沸石矿物的影响 |
| 6.2.3 反应温度对合成沸石矿物的影响 |
| 6.2.4 反应时间对合成沸石矿物的影响 |
| 6.2.5 加水量对合成沸石矿物的影响 |
| 6.2.6 优化条件下沸石矿物的微观形貌特征 |
| 6.2.7 优化条件下沸石矿物的化学键特征 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 沸石矿物/铀尾矿复合体的制备与稳定性研究 |
| 7.1 实验 |
| 7.1.1 沸石矿物/铀尾矿复合物制备 |
| 7.1.2 膨润土/铀尾矿复合体的制备 |
| 7.1.3 沸石矿物/铀尾矿复合体的制备 |
| 7.1.4 静态浸出方法 |
| 7.1.5 半动态浸出方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 沸石矿物/铀尾矿复合体的形貌与结构表征 |
| 7.2.2 沸石矿物/铀尾矿复合体中Mn、Sr、Pb、U的浸出特性 |
| 7.2.3 沸石矿物/铀尾矿复合体对有害金属离子的阻滞机理 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的学术论文及研究成果 |
（3）复杂环境中高分子的离子特异性效应（论文提纲范文）
| 注释 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 离子特异性效应基本介绍 |
| 1.2 有关离子特异性效应的几个理论模型 |
| 1.2.1 水化匹配模型 |
| 1.2.2 基于色散力的极化模型 |
| 1.2.3 水化理论 |
| 1.3 小分子离子特异性效应 |
| 1.4 界面体系中的离子特异性效应 |
| 1.5 生物体系中的离子特异性效应 |
| 1.5.1 水相中 |
| 1.5.2 非水相中 |
| 1.6 合成大分子体系中的离子特异性效应 |
| 1.6.1 聚电解质体系 |
| 1.6.1.1 聚电解质刷离子特异性效应研究 |
| 1.6.1.2 聚电解质溶液离子特异性效应 |
| 1.6.1.3 聚电解质材料离子特异性效应 |
| 1.6.2 中性高分子体系 |
| 1.7 本论文的主要工作 |
| 参考文献 |
| 第二章 仪器原理 |
| 2.1 紫外-可见分光光度计(UV-Vis) |
| 2.1.1 UV-Vis基本原理 |
| 2.1.2 UV-Vis结构 |
| 2.2 拉曼光谱 |
| 2.2.1 拉曼光谱基本原理 |
| 2.2.2 拉曼光谱量子解释 |
| 2.2.3 拉曼光谱实验装置 |
| 2.2.3.1 光源 |
| 2.2.3.2 光学系统 |
| 2.2.3.3 分光系统 |
| 2.2.3.4 检测系统 |
| 2.2.3.5 拉曼光谱实验装置 |
| 2.3 差示扫描量热仪(DSC) |
| 2.3.1 DSC基本工作原理 |
| 2.3.2 DSC组成 |
| 2.3.3 DSC提供的基本信息 |
| 2.3.3.1 相转变温度T_p |
| 2.3.3.2 相转变焓变ΔH |
| 2.3.3.3 相转变的协同性 |
| 参考文献 |
| 第三章 高分子离子特异性效应在水-醇混合溶剂中的放大 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂及纯化 |
| 3.2.2 PNIPAM的合成与表征 |
| 3.2.3 浊度测试 |
| 3.2.4 拉曼光谱测试 |
| 3.2.5 DSC测试 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 阴离子特异性效应的浊度研究 |
| 3.3.2 阴离子特异性效应的拉曼光谱研究 |
| 3.3.3 阴离子特异性效应的模型拟合 |
| 3.3.4 阴离子特异性效应的DSC研究 |
| 3.3.5 阳离子特异性效应 |
| 3.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 水-乙醇及水-二甲亚砜混合溶剂中的高分子离子特异性效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 PNIPAM的制备 |
| 4.2.3 浊度测试 |
| 4.2.4 拉曼光谱测试 |
| 4.2.5 DSC测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 浊度研究 |
| 4.3.2 DSC和拉曼光谱研究 |
| 4.3.3 UCST离子特异性效应的盐浓度依赖性 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 小分子渗透剂存在下的高分子离子特异性效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 材料及纯化 |
| 5.2.2 PNIPAM的制备 |
| 5.2.3 浊度测试 |
| 5.2.4 DSC测试 |
| 5.2.5 表面张力测试 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.4 小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间研究成果 |
（4）用人工神经网络预测金属离子水化能（论文提纲范文）
| 1 计算方法和原理 |
| 1.1 贝叶斯正则化网络 |
| 1.2 径向基函数网络 |
| 2 预测结果和讨论 |
| 2.1 参数选择 |
| 2.2 贝叶斯正则化(BR)网络训练和预测结果 |
| 2.2.1 全部样本验证法 |
| 2.2.2 剖分样本验证法 |
| 2.2.3 留一交叉确认法 |
| 2.3 RBF网络训练和预测结果 |
| 2.4 MLR预测结果 |
| 2.5 结果比较 |
| 3 结语 |
（5）常压下脱硫石膏的转晶、改性及溶解度研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 脱硫石膏改性 |
| 1.3 课题来源 |
| 1.4 立题依据 |
| 1.5 研究目标 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 石膏的简介 |
| 2.2 石膏的分类 |
| 2.2.1 按结晶水含量分类 |
| 2.2.2 按天然石膏和脱硫石膏分类 |
| 2.3 α型半水石膏生产工艺和应用前景 |
| 2.3.1 α型半水石膏生产工艺 |
| 2.3.2 α型半水石膏制备的新工艺 |
| 2.3.3 α半水石膏的应用前景 |
| 2.4 脱硫石膏的定义、来源及特性 |
| 2.4.1 烟气脱硫石膏的定义 |
| 2.4.2 脱硫石膏的来源 |
| 2.4.3 脱硫石膏的特性 |
| 2.5 脱硫石膏的综合应用 |
| 2.5.1 国外脱硫石膏的利用现状 |
| 2.5.2 我国脱硫石膏的利用现状 |
| 2.5.3 我国脱硫石膏再利用的影响因素 |
| 2.6 关于硫酸钙溶解度的研究 |
| 2.6.1 对硫酸钙溶解度研究的讨论 |
| 2.6.2 影响物质溶解度的因素 |
| 第三章 实验装置及分析方法 |
| 3.1 实验原料 |
| 3.2 实验装置和实验方法 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 石膏转晶和改性 |
| 3.2.3 石膏溶解度测定 |
| 3.3 分析与检测 |
| 第四章 石膏转晶和改性研究 |
| 4.1 单种盐溶液中转晶和改性实验 |
| 4.1.1 盐溶液浓度和温度的影响 |
| 4.1.2 浆液浓度 |
| 4.2 复合盐溶液中转晶和改性实验 |
| 4.2.1 盐溶液 |
| 4.2.2 温度 |
| 4.2.3 浆液浓度 |
| 4.3 二水石膏转化为半水石膏机理 |
| 4.3.1 溶解析晶机理 |
| 4.3.2 局部化学反应机理 |
| 4.3.3 彼列捷尔机理 |
| 4.3.4 β半水石膏过渡相机理 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 硫酸钙在盐溶液体系中溶解度研究 |
| 5.1 FGD 石膏溶解平衡时间的确定 |
| 5.2 FGD 石膏在纯水相中的溶解度研究 |
| 5.3 二水硫酸钙（AR）和FGD 石膏在钙镁钾盐酸盐体系中的溶解度 |
| 5.3.1 单种盐溶液对Ca504·2H20 和FGD 石膏溶解度的影响 |
| 5.3.2 单种盐溶解度预测 |
| 5.3.3 混合盐溶液对FGD 石膏溶解度的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（7）物质溶解度影响因素的调研（论文提纲范文）
| (一) 物质本身结构特点对溶解度的影响 |
| 1. 离子化合物的晶格能和离子水合能对其溶解度的影响 |
| 2. 离子电荷、半径对溶解度的影响 |
| 3. 溶质和溶剂的极性对溶解度的影响 |
| (二) 溶质与溶剂分子间作用力对溶解度的影响 |
| 1. 范德华力 |
| 2. 离子极化 |
| 3. π键效应 |
| 4. 氢键 |
| 5. 溶剂化作用 |
| (三) 体系条件对物质溶解度的影响 |
| 1. 温度对物质溶解度的影响 |
| 2. pH值对物质溶解度的影响 |
| 3. 溶液中其它组分的影响 |
| (1) 同离子效应 |
| (2) 盐效应 |
四、离子极化和离子水化能（论文参考文献）
- [1]基于Hofmeister效应的土粒相互作用及其对土壤水分入渗的影响[D]. 罗雅雪. 西南大学, 2019(05)
- [2]某铀矿山尾矿中有害金属元素的迁移、阻滞及机理研究[D]. 刘波. 西南科技大学, 2017(12)
- [3]复杂环境中高分子的离子特异性效应[D]. 刘吕丹. 中国科学技术大学, 2016(09)
- [4]用人工神经网络预测金属离子水化能[J]. 王凤英. 云南民族大学学报(自然科学版), 2015(05)
- [5]常压下脱硫石膏的转晶、改性及溶解度研究[D]. 何伟. 武汉科技大学, 2009(02)
- [6]极化力参数与金属离子水合热的关系研究[J]. 秦正龙,冯长君. 原子与分子物理学报, 2008(03)
- [7]物质溶解度影响因素的调研[J]. 石征宇,石大安,吕孟. 大众科技, 2007(05)
- [8]结构参数S及其对金属离子水化能的预测[J]. 包锦渊,吴启勋. 青海大学学报(自然科学版), 2005(03)
- [9]原子序数与镧系离子理化性质的相关性研究[J]. 秦正龙,吴俊明. 徐州师范大学学报(自然科学版), 2004(03)
- [10]卤化银在水中溶解度变化规律的研究[J]. 袁红霞,肖盛兰,王佳芬,钱亚兵. 四川师范学院学报(自然科学版), 2002(02)