一、Sorption and desorption of 1,4-dichlorobenzene on peat（论文文献综述）
徐嘉萍,吴济舟,汪玉,卢媛,孙红文[1]（2021）在《可溶性有机质对芘在泥炭和高岭土上吸附和解吸的影响》文中研究指明为掌握可溶性有机质（DOM）对憎水性有机污染物吸附和解吸行为的影响,本研究选取四环多环芳烃——芘作为目标污染物,通过批平衡实验研究了不同分子量组分DOM对芘在泥炭和高岭土上吸附和解吸的影响.结果表明,吸附和解吸数据均可以用Freundlich模型很好地拟合（R2> 0.93）. DOM的添加抑制了泥炭对芘的吸附,并且分子量越大的DOM产生的抑制效应越明显,主要是由于DOM与芘分子的竞争、增溶作用及泥炭表面微孔的堵塞引起的.与之相反,DOM促进了芘在高岭土上的吸附,DOM分子量越大,促进效应越强,这是由于DOM与芘分子之间通过累积吸附或共吸附增加高岭土对芘的吸附. DOM促进了芘在泥炭和高岭土上的解吸,并且促进效应随分子量的增加而增强.此外,芘在泥炭和高岭土上的解吸均存在迟滞现象,均在低浓度时表现出更明显的效应. DOMbulk和DOM>14000 Da增加了芘在泥炭上的解吸迟滞现象,但降低了其在高岭土上的解吸迟滞现象.
任柳芬[2]（2021）在《水热法制备的生物质类腐殖质对典型芳香性有机物的非线性分配机制及规律》文中指出了解有机污染物在土壤有机质上的非线性吸附行为及机制不仅能为明确有机污染物在环境中的迁移、转化等环境行为提供理论依据,对评估有机污染物的生物有效性和生态环境风险也具有重要的参考价值。目前吸附研究所用土壤样品大多取自自然环境,土壤有机质的不均一性造成了不同研究者对有机污染物在土壤有机质上的非线性吸附机制及规律的认识不同。水热法是短时间内模拟自然腐殖化过程制备类腐殖质的典型方法。因此,本文选用单一生物质作为前驱体用水热法制备结构相对均一的类腐殖质,研究多种不同类型芳香性有机物在类腐殖质上的非线性吸附、竞争吸附及脱附行为,有助于探明类腐殖质对芳香性有机物的非线性分配机制及特征,了解腐殖化程度及前驱体对非线性分配机制的影响及规律。论文研究取得了以下结果:（1）所有芳香性有机物在木质素制备类腐殖质Lig4上的吸附等温线均呈现非线性,且可以被Dubinin-Ashtakhov（DA）模型和Dual-Mode（DM）模型很好地拟合。芳香性有机物的饱和吸附量包括DA模型拟合得到的饱和吸附量log Q0、DM模型拟合得到线性部分饱和吸附量log Qp和非线性部分的最大吸附量log Q*都与水溶解度log Sw有明显正相关关系,表明芳香性有机物在Lig48上的非线性吸附由非线性分配机制主导。此外,芳香性有机物在Lig48上不存在脱附滞后。在竞争吸附实验中,所有二元体系均存在显着的竞争抑制现象且竞争抑制程度随竞争有机物浓度的增加而增强。具有更大π-π电子极性/极化率的芘比萘对菲的竞争抑制更明显且硝基苯比2,4-二氯苯酚对萘的竞争抑制作用更明显均证明了π-π相互作用对非线性分配的贡献,表明硝基苯类和多环芳烃类非极性有机物在类腐殖质Lig48上的非线性分配是π-π相互作用的结果,苯酚类和苯胺类极性有机物的非线性分配是氢键和π-π相互作用共同作用的结果。DA模型拟合得到的吸附作用力参数E可当成常数,与芳香性有机物的性质无明显关系。（2）选取水稻秸秆为单一前驱体,用水热法制备了不同腐殖质化程度类腐殖质RS4、RS8、RS24、RS48、RS96和RS144。芳香性有机物在不同腐殖化程度的秸秆类腐殖质RS4～RS144上的吸附等温线均为非线性且可以被DA模型和DM模型很好的拟合。随着腐殖化程度的增强,类腐殖质的极性（O+N）/C减弱,芳香性增强,吸附等温线的非线性变得更明显,饱和吸附量和吸附作用力都随之增大。饱和吸附量log Q0、log Q*、log Qp与芳香性有机物在水中及辛醇中溶解度log Sw和log So均有较好线性正相关关系,建立了log Sw和log So与吸附量之间的多元线性定量关系,表明芳香性有机物在不同腐殖化程度秸秆类腐殖质上的非线性吸附由非线性分配机制主导。芳香性有机物的饱和吸附量主要取决于类腐殖质的芳香性,而吸附作用力则主要取决于类腐殖质的极性（O+N）/C。（3）选取木质素、纤维素、竹屑、水稻秸秆、木屑和活性污泥为单一前驱体,用水热法在200℃条件下反应48小时制备得到不同类腐殖质Lig48、Cel48、Bam48、RS48、Woo48和Slu48。芳香性有机物在不同前驱体制备类腐殖质上的吸附等温线均呈明显非线性。芳香性有机物在的饱和吸附量log Q0、log Qp、log Q*与有机物在水中溶解度log Sw或辛醇中溶解度log So均有良好的线性正相关关系,表明是非线性分配机制主导的非线性吸附。芳香性有机物的饱和吸附量与类腐殖质的芳香性有显着正相关,吸附作用力与类腐殖质的极性呈负相关,表明饱和吸附量主要取决于类腐殖质的芳香性,吸附性作用力主要取决于类腐殖质的极性。
张学良[3]（2019）在《原位热脱附联合高级氧化修复技术对污染土壤及地下水中苯与氯苯的去除研究》文中提出随着“退二进三”政策的不断推进,会产生严重污染的化工行业企业逐步从发达城市搬迁至偏远地区,遗留的有机污染地块限制了城市的发展。此类有机污染地块主要集中在长三角地区,污染物种类多、浓度大、埋藏深且空间差异大。如何有效修复此类复杂有机污染地块已成为污染场地修复行业的难题之一。国外常用原位热脱附技术对有机物污染地块进行修复,近来此项技术也逐步引入国内,但运用尚不成熟,需进一步结合我国土壤特征探究热脱附技术在实际运用中的效果,同时也需要格外关注抽提出的有机污染物的处置问题。这对原位热脱附技术在国内推广运用有着积极的指导意义。（1）利用燃气热脱附（Gas Thermal Remediation,GTR）技术对苯和氯苯污染的土壤及地下水进行修复研究,评价GTR技术的有效性。GTR系统温度可达100℃～200℃,压力为0.5 kPa～2.0 kPa。持续加热34天,停止加热7天后对土壤和地下水进行采样。结果显示,中央修复区域及加热井附近的温度高于边缘地块温度。表层土壤的平均温度最低,土层中最高温位于-3 m和-6m处。土壤中苯和氯苯去除率分别达到99.81%和99.72%。地下水中苯和氯苯的去除率分别为98.77%和97.70%。土壤中苯和氯苯的去除受温度、时间和土壤性质等因素影响。（2）利用金属盐改性花生壳生物炭对热脱附处理出水中苯和氯苯等污染物进行吸附去除试验。在不同温度下对花生壳进行厌氧裂解,研究发现450℃条件下制得花生壳生物炭对苯和氯苯的吸附能力最强。利用铝盐、锰盐、铁盐和铜盐对花生壳生物炭进行改性,并用于水体中苯和氯苯的吸附研究。试验发现铜盐改性花生壳生物炭吸附性能最好,对苯和氯苯去除率分别为65.15%和85.50%。四种金属盐改性花生壳生物炭对水中苯的吸附遵循准一级动力学模型,而对氯苯的吸附则遵循准二级动力学模型。改性生物炭对苯和氯苯的等温吸附特性均服从Langmuir模型,表明苯和氯苯分子是以单分子层形式吸附于吸附剂表面。吸附过程中吉布斯自由能ΔG<0,焓变ΔH>0,吸附反应为自发的放热反应。（3）利用过渡金属活化过硫酸盐在废水处理中引入基于硫酸根自由基的高级氧化技术,进一步提高功能材料对水体中苯和氯苯的去除率。试验表明铁盐改性花生壳生物炭（Fe-BC）活化过硫酸盐（PS）产生硫酸根自由基对水体中苯和氯苯去除效果显着。Fe-BC/PS吸附降解体系在25℃,pH为7的条件下反应3 h,苯和氯苯的去除率均达100%。Fe-BC/PS体系受环境pH影响,在酸性和中性条件下对苯和氯苯的去除效果优于碱性条件。在去除苯和氯苯的过程中,水体中常见的HCO3-、HPO4-、Cl-、NO3-等无机阴离子容易结合或转化自由基,从而降低污染物的去除率。综上所述,GTR技术对国内复杂有机污染地块具有良好的原位修复效果,可为国内同类工程提供技术支持。铁盐改性花生壳生物炭活化过硫酸盐效果良好,为原位热脱附产生废水的高效处置提供了新的解决方案。
李春辉[4]（2015）在《印染废水在线处理回用关键技术研究》文中指出中国现己经成为世界纺织印染业生产规模最大的国家。纺织印染企业不仅是当地的耗水大户，也是废水排放大户。印染废水具有水量大、有机污染物含量高、可生化性差、碱性大、盐度高、色度大、水质水温变化大等特点，属于难处理的工业废水之一。随着环境法规的日益严格以及水价的不断攀升，印染废水深度处理回用问题亟待解决。然而，目前印染废水处理回用技术存在二次污染、流程长、效率低、余热回收困难和成本高等问题。基于“清浊分流，分质分节处理”原则，以离子交换纤维作为主要处理单元，利用其选择性吸附作用，本论文提出了一种印染废水在线处理回用技术，简称OATRT（On-line Adsorption Treatment andReuse Technology），具体流程为：印染废水经以离子交换纤维填充的吸附柱处理以后，直接回用于印染加工工序；吸附剂饱和之后，以氢氧化钠溶液再生。再生废水进一步处理后达标排放。本文以3-氯-2-羟丙基三甲基氯化铵（CHTAC）和1-氯-2-羟基-3氨基丙烷（CHPAC）分别对纤维素进行接枝改性制备出强碱型（SBIEF）和弱碱型（WBIEF）离子交换纤维。采用浸轧-烘干-焙烘制备工艺，在单因素实验分析的基础上，以响应面法（Response SurfaceMethodology, RSM）优化了SBIEF和WBIEF制备工艺参数。所得到的SBIEF氮取代度DS=0.022，WBIEF氮取代度DS=0.027。WBIEF的等电点约在pH8.1。WBIEF和SBIEF在改性前后外观无明显变化。红外谱图和CP/MAS13C-NMR谱图均可证实纤维素被成功接枝改性。在室温水、碱溶液环境中6周时间内，SBIEF和WBIEF吸附和强度稳定性表现良好，但是SBIEF耐高温稳定性能差于WBIEF。本文系统研究了SBIEF和WBIEF对水溶性阴离子型染料的吸附行为、机理与影响因素。SBIEF和WBIEF对染料的吸附行为遵循Langmuir吸附等温曲线和准二级动力学模型。SBIEF对于C.I AcidBlue350、C.I. Reactive Red195的最大单层饱和吸附容量分别达243.2mg/g和147.1mg/g，WBIEF对于C.I Acid Blue350和C.I. ReactiveRed195的最大单层饱和吸附容量分别为113.6mg/g和73.6mg/g，二者的饱和吸附容量明显高于常规吸附剂。水溶性阴离子染料与SBIEF上的季铵基、WBIEF上的质子化氨基均是以离子键结合。搅拌速度、染料初始浓度、温度、初始pH值、电解质种类及其浓度、表面活性剂种类及其浓度、染料结构等均会对SBIEF和WBIEF的吸附染料速率和吸附容量产生或正或负的影响。粒子内扩散模型表明，SBIEF和WBIEF对染料吸附过程可以分为四个阶段：纤维外部扩散、大孔（包括纤维间孔隙）扩散、过渡孔扩散和微孔扩散。本文建立了SBIEF和WBIEF的吸附扩散孔道模型，该模型可以解释不同影响因素下SBIEF和WBIEF的染料吸附行为。SBIEF和WBIEF表现出良好的再生稳定性，连续5次再生后，再生率均高于84%。SBIEF与WBIEF吸附柱对C.I.Acid Red1和C.I. Reactive Red195具有良好的染料吸附去除能力，穿透曲线均能符合经典吸附体系的“S”型，并且对于废水中的酸性物质具有缓冲中和作用，而对于废水中大多数无机盐和非离子表面活性剂则吸附作用较弱，它们可以渗透过吸附柱。根据SBIEF和WBIEF不同特性，将它们分别应用于锦纶和棉织物染色洗涤废水在线吸附处理回用当中。OATRT（SBIEF）在锦纶织物染色洗涤过程静态应用实验结果显示，SBIEF对于酸性染料和浊度表现出较好的吸附和去除效果，脱色率高达100%，而对于平平加O-25和无机盐具有较弱的吸附能力。SBIEF对于废水中的酸性物质具有一定中和作用。所得回用水可达到回用水水质标准，连续作为10次锦纶织物染色后的洗涤用水，染色样品的颜色质量指标仍然在合格范围之内，并且总节水率达90%以上。OATRT（SBIEF）在锦纶织物染色洗涤过程动态应用研究表明，随着循环倍数和应用水洗时间的增加，回用水水质愈好（但是无法完全去除色度），锦纶染色洗涤样品颜色越浅，最终皂洗牢度可提高半级。OATRT技术还可以显着降低无机盐对锦纶染色织物上游离染料洗脱的阻碍作用。回用水至少可以回用6轮，第一道60℃水洗只需加热一次，后续45℃和25℃两道水洗使用第一道水洗液余温即可满足水洗温度要求。在工厂小试中，SBIEF使用前后锦纶染色织物色差和色牢度指标均一致，节省洗涤用水量高达75%。OATRT技术在纯棉织物活性染料染色洗涤过程应用研究中，将活性染料染色五道水洗分为两部分，前两道水洗合并，采用OATRT（SBIEF）技术，后三道水洗合并，采用OATRT（WBIEF）技术。该联合应用方式所得到纯棉染色织物色差ΔE*Lab为1.34，L*值显示颜色深度变浅，干摩擦牢度与标样一致，湿摩擦牢度提高半级，皂洗沾色牢度提高一级。OATRT可以不断破坏游离染料在染色织物上和水洗液中的溶解平衡，故具有提高染色织物水洗效果的作用。OATRT（WBIEF）技术完全可以替代皂片皂洗，甚至可达到较之更佳的水洗效果。上述处理回用循环可以连续进行6轮，也可用于其他颜色染色织物的水洗，总节水率近80%。原来标准水洗中第四道70℃水洗只需利用第三道90℃水洗液余温即可满足水洗温度要求。总体而言，以SBIEF和WBIEF作为吸附介质的OATRT技术具有以下优势：废水中的各组分可以进行选择性分离，同时避免染料和助剂的降解对回用水质所导致的二次污染；降低设备和运行成本；流程短，便于原位安装达到染色废水快速处理，并可回收或节省大量的水、热能和皂洗助剂；减少废水排放总量；缩短水洗时间，提高水洗效果和生产效率等。
罗泽娇,李龙媛,余江[5]（2015）在《氯苯（CB）在粘土上的解吸特征》文中进行了进一步梳理为探索低浓度乙醇溶液中氯苯（Chlorobenzene,简称CB）在土壤中的迁移行为,以武汉市某化工厂受CB污染土壤为研究对象,设计正交试验,开展了淋洗条件筛选、最佳条件的验证和解吸动力学研究3组实验.优化出的最佳淋洗条件为常温、液土比（mL/g）为25∶1、淋洗液中乙醇体积浓度为10%、淋洗时间为2h;在最优淋洗条件下,CB的提取率为90%;且CB解吸规律符合Freundlich吸附模型.以低浓度乙醇为淋洗剂修复受CB污染土壤,不仅可实现污染土壤修复的目标,同时还能够保留土壤功能,避免造成二次污染.
王驰[6]（2015）在《磺胺甲恶唑和卡马西平在碳纳米材料上的竟争和补充吸附行为研究》文中研究说明抗生素的大量使用导致其不可避免地进入到环境中,它们对水生生物和人体的潜在风险引起了科研人员的广泛关注。吸附作用控制着抗生素在土壤/沉积物中的分散、迁移和降解过程,但是由于土壤/沉积物的组成复杂,导致很难定量各组分对抗生素吸附的贡献,因此很多研究者选择用结构简单的模型吸附剂来预测抗生素的环境风险。环境中污染物的共存十分普遍,抗生素与共存物质的相互作用机理还并不明确。不同性质的污染物共存时,不仅会竞争交叉位点,还会吸附在各自的特异性位点上形成补充吸附,忽略补充吸附会导致高估污染物的迁移能力。但在以往的竞争吸附研究中,补充吸附并未引起重视。因此,本研究选取了两种碳纳米材料—氧化石墨烯（GO）和单壁纳米碳管（SC）以及两种常用的碳质材料—石墨（GP）和活性炭（AC）作为模型吸附剂,并选取了磺胺甲恶唑（SMX）和卡马西平（CBZ）作为模型化合物,从微观角度系统的考察SMX和CBZ在四种碳质材料上的竞争吸附和补充吸附规律,结合位点能量分布、解吸特性、热力学特性以及动力学特性分析共吸附体系可能的作用机理,为准确的评价抗生素的环境风险提供基础数据。通过研究发现,同一吸附剂上,CBZ的吸附均高于SMX；同时,四种吸附剂对SMX和CBZ的吸附高低顺序均为AC>SC>GO>GP。从吸附质特性上来看,CBZ的疏水性较高,并且CBZ与吸附剂间形成较强的π-π电子供受体作用可能是CBZ吸附较高的主要原因。根据等温线的非线性程度以及对吸附剂特性的分析认为,SMX和CBZ在AC、SC和GO上的吸附是由表面吸附和微孔填充共同作用的,而在GP上,SMX和CBZ主要吸附在GP的表面位点和边缘位点上。在四种吸附剂上,SMX与CBZ的共吸附体系中都存在着竞争现象,并且竞争抑制程度与主要物质的液相浓度有关。主要物质的液相浓度越低,主要物质受到的抑制程度就越高,这是由于主要物质与竞争物质的吸附势差别所引起的。在所有吸附剂上,CBZ对SMX的竞争高于SMX对CBZ的竞争,这与单一吸附质体系中CBZ的吸附均高于SMX的吸附一致,表明CBZ吸附更强。通过比较竞争物质的吸附量（Qscc）和主要物质的被抑制量（△Qpn）体现共吸附体系的补充吸附情况。结果表明,所有吸附体系中△Qpri均低于Qscc,这表明SMX和CBZ占据不同类型的吸附位点,部分竞争物质的吸附没有替代已经吸附在吸附剂上的主要物质。这是由于SMX和CBZ具有特异性吸附位点,SMX通过负电辅助氢键（CAHB）与固体吸附剂表面的含氧官能团相互作用,而CBZ则通过π-π电子供受体作用吸附在吸附剂的疏水性表面上。当主要物质浓度较低时,△Qpri和Qsec差异较大,此时补充吸附更为明显,这是由于SMX和CBZ会优先吸附在特异性位点上。从SMX和CBZ在GO.AC和SC上的位点能量分布可以看出,CBZ作为竞争物质使SMX的位点能量分布变窄,高能量位点降低,而SMX为竞争物质时CBZ的位点能量分布的差异并不明显。由于溶解有机质在自然环境中普遍存在,当DOM浓度范围为10～60 mg/L,pH范围为1-9时,CBZ都对SMX有明显的吸附抑制作用,这表明在自然环境中,SMX和CBZ很可能会出现竞争现象,因此在评价污染物的迁移能力时要考虑到共存物质的影响。由于共吸附体系中解吸曲线的非线性程度n值大于吸附曲线,超出了热力学不可逆系数（TⅡFreundlich|（?）TⅡ/（?）CD）的适用范围,因此我们用解吸释放率（RR）来评价SMX和CBZ在解吸过程中的固相浓度变化。研究发现,RR值随固相浓度的增加而增加,表明溶质分子先占据高能量吸附位点,然后向低能量位点分布。在四种吸附剂上,CBZ对SMX的竞争使得SMX的释放率显着增加,而当SMX加入到CBZ吸附体系中,CBZ释放率的增加并不明显,这表明CBZ与吸附剂间的相互作用更强,位点能量更高。比较不同吸附剂间的释放率情况,吸附越高的吸附剂上,释放率变化不一定越大,这与竞争情况一致：吸附越高,不一定竞争程度越高。因此,我们认为吸附系数Kd越高,不代表吸附越强,而污染物的释放率可以为作为评价污染物吸附强弱的重要依据。对278 K、298 K和308 K下的吸附情况进行比较,发现SMX和CBZ在四种碳质材料上受到温度影响的程度不同。温度越低越有利于SMX和CBZ在GO和GP上的吸附。SMX和CBZ在四种碳质材料上吸附的AG为负值,表明SMX和CBZ在四种碳质材料上吸附是自发过程。在GO/GP体系中ΔH为负值,表明SMX和CBZ在GO/GP上的吸附为放热过程,温度越低越有利于SMX和CBZ在GO和GP上的吸附。SMX和CBZ在吸附剂上的AS为正值,表明吸附过程增加了体系的混乱程度。AS的高低顺序为：AC>SC>GO>GP,△S越高,从吸附体系恢复到初始的熵值所需要的能量也就越高,吸附体系的解吸行为也就越难发生。与拟一级动力学方程（PSOM）相比,拟二级动力学方程（PSOM）对SMX和CBZ在四种吸附剂上的吸附动力学数据的拟合效果较好。SMX和CBZ在GP上的吸附发生太快,其动力学过程无法用模型进行拟合。SMX和CBZ在其他三种吸附剂上的吸附速率常数大小顺序均为：GO>AC>SC。对于SMX和CBZ的吸附,AC和SC上的吸附虽然高于GO,但吸附速率却低于GO。原因是SMX和CBZ进入AC内部孔隙和SC管束结构形成的狭缝需要较长时间,因此AC和SC吸附位点的可及性较低；而GO的平面结构有利于SMX和CBZ的吸附,特别是具有平面空间结构的CBZ会很快吸附在GO表面。竞争吸附会导致主要物质吸附速率的明显降低,这可能是由于SMX和CBZ主要竞争碳质材料的表面位点,当竞争物质吸附在表面位点后,可能会对主要物质形成空间位阻,从而导致吸附速率降低。竞争吸附延长了主要物质的在液相中的滞留时间,增加了主要物质的迁移风险。
王方[7]（2014）在《表面官能团化碳纳米材料对有机污染物吸附行为的研究》文中进行了进一步梳理随着表面官能团化碳纳米材料在生物医学、材料科学、电子、环境保护等领域展现出越来越多的应用前景,全面探索其对有机污染物在环境中迁移及归宿的影响对于全面评估表面官能团化碳纳米材料的环境风险具有重要的意义。本论文以氯苯类、酚类及胺类芳香烃作为吸附质,以不同表面官能团化碳纳米材料为吸附剂,通过批量实验法和摇瓶法,系统的研究了不同表面官能团化碳纳米材料对有机污染物的吸附解吸行为及机理研究,以及重金属离子对其吸附行为的影响。研究表明,对于不同的表面官能团化碳纳米材料,由于其表面官能团不同,疏水性能及与有机物的作用机理不同,对有机污染物的吸附能力也有所不同。对于氯苯类、酚类芳香烃,在表面官能团化后的碳纳米管上的吸附比原始碳纳米管上要弱,这主要是因为表面官能团化碳纳米管由于表面官能团增加,亲水性增强,与污染物间的疏水作用减弱,因此其吸附能力减弱；而对于胺类芳香烃,在表面官能团化后的碳纳米管上的吸附则比原始碳纳米管上要强,主要是因为碳纳米管上的酸性表面官能团可与胺类芳香烃上的氨基形成较强的路易斯酸碱作用,所以吸附增强。对于大多数有机污染物在碳纳米材料上的吸附解吸都能很快的达到平衡,且吸附可逆。为了更加真实的反映碳纳米材料对有机污染物的吸附行为,本论文选择了环境中常见的重金属离子Cu（Ⅱ）,研究了其对碳纳米材料吸附有机污染物的影响。研究表明,Cu（Ⅱ）具有较强的络合能力,可以与碳纳米管表面的含氧官能团和含氮官能团形成络合物,通过桥联作用增强酚类和胺类芳香烃在碳纳米管上的吸附,可以明显的影响酚类和胺类芳香烃在表面含氧含氮的碳纳米管上的吸附行为。由于碳纳米材料在环境条件中可能以不同的形式存在,因此本文以胶体态氧化石墨烯（GONPs）为研究对象,采用微损耗-固相微萃取方法,深入分析了有机污染物在胶体态碳纳米材料的吸附机理。研究表明：有机污染物在GONPs上的吸附行为与在其他碳纳米材料上的吸附行为有明显的不同。由于氧化石墨烯在水中分散性强,并且以单独的片层结构存在,其吸附能比其他碳纳米材料分布均一,因此有机污染物在GONPs上的吸附线性更强。其次,对于酚类芳香烃在GONPs上的吸附,氢键作用比π-πEDA作用强,这点也与以π-πEDA作用为主导作用的碳纳米管上的吸附机理明显不同。但是对于疏水性化合物的吸附,GONPs和其他碳纳米材料一样,都是以π-πEDA作用为主；对于胺类化合物在GONPs上的吸附,主要以化合物上的氨基和GONPs上的含氧基团之间的路易斯酸碱作用为主。本论文研究表明,通过对碳纳米材料进行表面官能团化,可以有效的改变碳纳米材料对有机污染物的吸附性能,可以为碳纳米材料作为潜在吸附材料大规模运用于环境治理和修复实践以及作为药物载体等方面提供理论支持；研究不同水化学条件下不同形态碳纳米材料的吸附性能,也为评价碳纳米材料释放到环境中后在不同水化学条件下的环境行为提供了重要的技术参考,为全面评价碳纳米材料的环境风险起到了启示作用。
李世成[8]（2014）在《基于壳聚糖的环境功能材料制备与应用研究》文中认为重金属污染对人类及生物危害严重,如世界着名的水俣病、骨痛病等都是重金属污染导致的灾难。本文研究工作是以生物改性材料为吸附剂,研究吸附重金属离子来去除水中的环境污染。实验首先采用氧化分解壳聚糖方法制备出可溶性壳寡糖溶液、利用酯化反应制备出巯基壳聚糖。研究表明：前者在实际应用于固体状态中的重金属洗脱方面存在弊端,无法洗脱整件中的重金属,巯基壳聚糖由于未能改善壳聚糖的酸溶性而无法实际应用。实验还采用乳化交联法成功制备出形貌较好、去除Cu2+能力强的壳聚糖/羟基磷灰石复合材料,其饱和吸附量达到152g/kg。用SEM对复合材料的形貌进行了表征并研究了其对水体中Cu2+的吸附行为。SEM扫描镜像显示：复合材料为表面粗糙、粒径为微米级的规则球形颗粒,并有类网球的结构；复合材料在Cu2+溶液中180min时就可达到吸附平衡,吸附能力明显强于改性前壳聚糖单体的吸附能力。吸附符合准二级动力学方程,相关系数r2的范围为0.9821～0.9994,饱和吸附量qe2与实验数据符合。吸附过程属于Freundlich等温吸附模型,拟合度r2的范围是0.808-0.952。应用实验还选用花生壳、柑橘皮和炭纤维这3种天然材料作为生物吸附剂,与壳聚糖改性材料进行了对比研究。研究对比了溶液pH值、初始Cu2+离子浓度、吸附时间等因素对吸附效果的影响,并从试验中得到了每种材料的最佳吸附条件,进而对比分析了这些材料的吸附效果。研究结果表明：pH值的改变对吸附效果影响最大；每种材料在各自最佳吸附条件下对Cu2+的吸附量不同,从吸附效果看柑橘皮、花生壳两种材料都强于炭纤维。这三种天然材料在对Cu2+吸附量上与壳聚糖材料相比都比较低,但其作为对Cu2+的吸附剂确具有吸附平衡时间短、成本低等优势。
王朋[9]（2013）在《氧氟沙星在不同性质吸附剂上的吸附动力学研究》文中研究说明人工合成化合物的环境行为和风险已经开展很多研究。预测和控制它们潜在的环境和健康,需要系统地理解它们环境行为,尤其是与环境基质之间的相互作用。离子型有机污染物的吸附机理被认为是多种吸附机理共同贡献的结果。抗生素的环境行为还不完全被知晓,对其环境评估不能准确开展。目前,关于抗生素吸附的研究,吸附介质采用较多的是单一组分,实验条件也与现实的土壤环境有差距。在真实土壤中,这些组分几乎很少单独存在,往往是与其他组分共存在一起相互作用,从而对污染物进行吸附固定。因此,系统地研究抗生素在接近自然土壤环境条件下的吸附规律亟需开展。许多研究表明有机污染物在天然土壤上的吸附过程并不是一个瞬时平衡的过程,实际上有些污染物的吸附需要几天甚至几个月才能达到平衡。对于吸附过程中的慢吸附部分的忽略,可能会低估有机污染物的吸附能力,不能准确预测其归趋、迁移和转化,影响受污染环境的治理及修复方案的制定和选择。关于吸附动力学的具体机理目前仍然存在争议,有待进一步研究。抗生素在天然土壤颗粒上的吸附动力学研究鲜有报道,相关研究工作亟待深入开展。本研究通过吸附动力学实验结果,揭示土壤和碳基吸附剂的理化性质对氧氟沙星吸附产生的影响,探讨了抗生素在天然土壤上的吸附动力学机理。本研究主要在以下5个方面取得有价值的研究成果：1.氧氟沙星在天然土壤上的吸附动力学表现出明显的两阶段特征,即初始的快吸附阶段和后续的缓慢吸附阶段；2.双室一级动力学模型的模拟结果表明抗生素类药物普遍具有更大快室吸附速率和更小慢室吸附速率常数,两者的差别在1-2个数量级；3.随着初始浓度和吸附剂有机碳含量的增加,氧氟沙星的表观吸附速率减小,这一现象表明,扩散并不是控制氧氟沙星吸附过程的因素；4.氧氟沙星溶在高能位点（例如暴露的羟基和羧基官能团）上的吸附非常快,并且随着氧氟沙星的附着达到饱和。随着表层吸附的不断进行,部分氧氟沙星分子穿过已经在表层吸附的氧氟沙星分子,到达内层吸附位点,例如,有机-无机复合体和矿物颗粒聚集在一起形成的内孔,从而增加了氧氟沙星后续的吸附。因为这些可穿透的氧氟沙星分子能够同时被吸附的氧氟沙星分子和表层的吸附位点作用,所以,简单的扩散并不能用于解释慢吸附,慢吸附对于抗生素在天然土壤上的吸附非线性起到很大程度的贡献；5.通过对SMX和OFL在泥炭土上的动力学吸附过程进行模拟对比研究,同时结合其他研究者的研究结果,得出喹诺酮类抗生素在土壤中的吸附主要以物理吸附为主,如以静电作用力的形式与土壤有机质发生吸附行为,以及有机质隔离吸附等。
张晓蕾[10]（2013）在《沉积物对粪固醇吸附行为的研究》文中研究表明粪固醇,是一种类似于环状醇结构的甾族化合物,具有特殊的分子结构稳定性和来源特征,很多学者将其作为一种典型的生物化学标志物,并且粪固醇比值（指纹值）可用于指示水体、沉积物中的粪便污染源,具有显着的环境意义。本研究是国家科学自然基金项目“近岸表层沉积物有机质对粪固醇的吸附及其影响因素的研究”（40876056）、国家海洋局青年海洋科学基金项目（2010-J-07）、国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室基金项目（2012014）和海洋公益性项目（201105013）内容的一部分。以沉积物为研究对象,模拟12种甾醇在沉积物/水两相中的吸附过程,揭示了粪固醇在吸附剂中的存在、分布、迁移和归宿,同时考察了沉积物组分（胡敏酸、粗胡敏素、矿物质）、温度、盐度、pH值、沉积物粒度、吸附质初始浓度等因素对其吸附行为的影响。本研究丰富和完善了学科理论体系,为开展沉积物对粪固醇的吸附行为研究和今后粪便物质的污染预测与治理提供科学决策依据。结果表明：（1）粪固醇在沉积物上的吸附在24h内基本达到吸附平衡,并且吸附速率经历先快后慢,最终趋于稳定；吸附实验数据与Lagergren准一级动力学模型拟合得更好,粪固醇在沉积物上的等温平衡吸附符合Henry、Freundlich、Temkin、D-R吸附模型；热力学参数吸附焓△H0<0,熵变△S0<0,呈现出放热反应,自发过程的特征。（2）沉积物及其各组分对粪固醇的吸附率由大到小依次为：胡敏酸（4.03%-86.39%）>粗胡敏素（11.93%-63.75%）>沉积物（16.28%-46.50%）>矿物质（1.07%-2.68%）。（3）吸附质初始浓度、温度、盐度是影响沉积物对粪固醇吸附的主要因素,吸附分配系数随吸附质初始浓度的增大而增大,随温度的升高吸附量降低,随盐度的升高吸附量呈线性递增；沉积物粒度、溶液pH对吸附影响不显着,环境因素对吸附反应影响先后顺序为：吸附质初始浓度>温度>盐度>沉积物粒度>pH。（4）环境因素对粪醇/（粪醇+二氢胆固醇）、粪醇/24-乙基粪醇、粪醇/胆固醇、24-乙基粪醇/谷甾醇、24-乙基粪醇/（24-乙基粪醇+加氢谷甾醇）5个指纹值影响较小。（5）8种多溴联苯醚（PBDEs）在48h吸附达平衡；PBDEs吸附数据与Lagergren准二级动力学模型拟合得更好；Henry模型、Freundlich模型和Dubinin-Radushkevich模型对PBDEs在沉积物上的吸附拟合得较好；热力学参数吸附焓△H0<0,熵变△S0<0,△G0<0呈现出放热反应,自发过程的特征。
二、Sorption and desorption of 1,4-dichlorobenzene on peat（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、Sorption and desorption of 1,4-dichlorobenzene on peat（论文提纲范文）
（1）可溶性有机质对芘在泥炭和高岭土上吸附和解吸的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法(Materials and methods) |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 DOM对芘在吸附剂上吸附与解吸的影响 |
| 1.3 检测方法 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论(Results and discussion) |
| 2.1 DOM对芘在泥炭和高岭土上吸附的影响 |
| 2.2 DOM对芘在泥炭和高岭土上解吸的影响 |
| 2.3 DOM对芘在泥炭上吸附影响的机理探讨 |
| 2.4 DOM对芘在高岭土上吸附影响的机理探讨 |
| 2.5 DOM对芘在吸附剂上解吸影响的机理探讨 |
| 3 结论(Conclusion) |
（2）水热法制备的生物质类腐殖质对典型芳香性有机物的非线性分配机制及规律（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩写、符号及术语说明 |
| 第1章 土壤有机质对有机物吸附行为的研究进展 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 土壤有机质和腐殖质 |
| 1.2.1 土壤有机质来源及组成 |
| 1.2.2 土壤腐殖质形成过程 |
| 1.2.3 土壤腐殖质转化影响因素 |
| 1.2.4 土壤腐殖质的人工制备方法 |
| 1.3 土壤有机质对有机物的吸附行为研究进展 |
| 1.3.1 土壤有机质对有机物的吸附理论 |
| 1.3.2 土壤有机质对有机物的吸附作用力 |
| 1.3.3 土壤有机质对有机物的平衡吸附等温线及影响因素 |
| 1.3.4 有机物在土壤有机质上的脱附滞后行为 |
| 1.3.5 有机物在土壤有机质上的竞争吸附行为 |
| 1.4 水热法制备类腐殖质对有机物吸附行为研究 |
| 1.5 存在问题与研究思路 |
| 1.5.1 存在问题 |
| 1.5.2 研究思路与技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 类腐殖质的制备 |
| 2.2 类腐殖质的表征 |
| 2.2.1 元素分析 |
| 2.2.2 比表面积及孔径分析 |
| 2.2.3 固态~(13)C核磁共振分析 |
| 2.2.4 FTIR红外光谱分析 |
| 2.2.5 X射线衍射图谱分析 |
| 2.3 芳香性有机物及性质 |
| 2.4 序批吸附实验 |
| 2.5 竞争吸附实验 |
| 2.6 脱附实验 |
| 2.7 吸附等温线拟合 |
| 第3章 类腐殖质对芳香性有机物的非线性分配机制及特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 吸附等温线及模型拟合结果 |
| 3.3 饱和吸附量与芳香性有机物性质的关系 |
| 3.4 芳香性有机物在类腐殖质上的脱附行为 |
| 3.5 芳香性有机物在类腐殖质上的竞争吸附行为 |
| 3.6 吸附作用力与芳香性有机物性质的关系 |
| 3.7 小结 |
| 第4章 腐殖化程度对类腐殖质非线性分配有机物的影响与规律 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 吸附等温线及模型拟合结果 |
| 4.3 饱和吸附量与芳香性有机物性质的关系 |
| 4.4 腐殖化程度对饱和吸附量的影响及规律 |
| 4.5 腐殖化程度对吸附作用力的影响及规律 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 前驱体对类腐殖质非线性分配有机物的影响与规律 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 吸附等温线及模型拟合结果 |
| 5.3 饱和吸附量与芳香性有机物性质的关系 |
| 5.4 前驱体对饱和吸附量的影响及规律 |
| 5.5 前驱体对吸附作用力的影响及规律 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间的科研成果 |
| 附图1.芳香性有机物在秸秆和类腐殖质上的吸附等温线及DA模型拟合 |
| 附图2.芳香性有机物在秸秆和类腐殖质上的吸附等温线及DM模型拟合 |
| 附表1.芳香性有机物在秸秆和类腐殖质上吸附等温线的DA模型拟合结果 |
| 附表2.芳香性有机物在秸秆和类腐殖质上吸附等温线的DM模型拟合结果 |
（3）原位热脱附联合高级氧化修复技术对污染土壤及地下水中苯与氯苯的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 原位热脱附技术的运用及其废水处置方式(代文献综述) |
| 1.1 原位热脱附技术概述 |
| 1.1.1 原位热脱附的分类 |
| 1.1.2 原位热脱附影响因素 |
| 1.2 热脱附工程中废水的无害化处置技术 |
| 1.2.1 改性生物炭吸附技术 |
| 1.2.2 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 研究目的、意义和主要内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究的主要内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 有机物污染场地燃气热脱附原位修复的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 场地概况 |
| 2.1.2 工艺设计 |
| 2.1.3 场地井位布置 |
| 2.1.4 采样与分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 热量分布 |
| 2.2.2 影响因素 |
| 2.2.3 污染物去除效率 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 金属盐改性花生壳生物炭对水中苯和氯苯吸附特性的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 改性花生壳生物炭对苯和氯苯吸附能力的研究 |
| 3.2.2 改性花生壳生物炭对苯和氯苯吸附动力学的研究 |
| 3.2.3 改性花生壳生物炭对苯和氯苯等温吸附的研究 |
| 3.2.4 改性花生壳生物炭对苯和氯苯热力学的研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 铁盐改性花生壳生物炭活化过硫酸盐降解水中苯和氯苯的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 磁性生物炭材料表征 |
| 4.2.2 Fe-BC/PS对水中苯和氯苯的去除 |
| 4.2.3 pH对水中苯和氯苯去除的影响 |
| 4.2.4 共存离子对水中苯和氯苯去除的影响 |
| 4.2.5 循环利用情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 论文创新点 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
（4）印染废水在线处理回用关键技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1 印染废水的来源与特征 |
| 2 印染废水排放和回用标准 |
| 3 印染废水处理技术概述 |
| 3.1 生化法 |
| 3.2 膜分离技术 |
| 3.3 吸附法 |
| 3.3.1 活性炭 |
| 3.3.2 粘土矿物类吸附剂 |
| 3.3.3 硅胶 |
| 3.3.4 其他类型吸附剂 |
| 3.4 离子液体萃取 |
| 3.5 高级氧化技术 |
| 3.6 离子交换法 |
| 3.6.1 离子交换树脂 |
| 3.6.2 壳聚糖 |
| 3.6.3 离子交换纤维 |
| 3.7 印染废水处理技术对比分析 |
| 4 印染废水回用技术概述 |
| 4.1 典型印染综合废水回用技术 |
| 4.2 典型印染特定废水回用技术 |
| 5 存在的问题及对策 |
| 5.1 印染废水处理回用工艺分析 |
| 5.2 离子交换纤维存在的问题 |
| 6 本论文研究内容和意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 纤维素基离子交换纤维的制备 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验药品与仪器 |
| 1.2 CHTAC 的合成 |
| 1.3 CHPAC 的制备 |
| 1.4 CHTAC 及 CHPAC 含量的测定 |
| 1.5 WBIEF 和 SBIEF 的制备方法以及改性效果表征 |
| 1.6 单因素分析 |
| 1.7 响应面实验设计 |
| 1.8 仪器表征 |
| 1.9 等电点测定 |
| 1.10 WBIEF 和 SBIEF 断裂强度测定 |
| 1.11 温度和碱稳定性测定测试 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 CHTAC 和 CHPAC 的表征 |
| 2.2 WBIEF 和 SBIEF 的制备方法比较 |
| 2.3 连续浸轧法中浸轧次数对改性效果的影响 |
| 2.4 氢氧化钠与改性剂摩尔比对改性效果的影响 |
| 2.5 CHTAC 和 CHPAC 浓度对改性效果的影响 |
| 2.6 施加改性次数对改性效果的影响 |
| 2.7 烘干时间和温度对改性效果的影响 |
| 2.8 焙烘时间和温度对改性效果的影响 |
| 2.9 SBIEF 和 WBIEF 连续浸轧稳定性 |
| 2.10 响应面优化工艺 |
| 2.10.1 SBIEF 制备工艺响应面优化 |
| 2.10.2 WBIEF 制备工艺响应面优化 |
| 2.11 SBIEF 和 WBIEF 表征 |
| 2.12 SBIEF 和 WBIEF 的稳定性 |
| 3 结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 SBIEF 和 WBIEF 的吸附及再生行为研究 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验药品与材料 |
| 1.2 吸附等温曲线 |
| 1.3 吸附动力学 |
| 1.4 SBIEF 和 WBIEF 的再生 |
| 1.5 动态吸附实验 |
| 1.6 参数测定方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 吸附平衡 |
| 2.2 吸附动力学 |
| 2.2.1 搅拌速度的影响 |
| 2.2.2 染料初始浓度的影响 |
| 2.2.3 温度的影响 |
| 2.2.4 初始 pH 值的影响 |
| 2.2.5 电解质的影响 |
| 2.2.6 表面活性剂的影响 |
| 2.2.7 不同染料的吸附 |
| 2.2.8 速率常数研究 |
| 2.3 粒子内扩散速率常数 |
| 2.4 吸附扩散模型 |
| 2.5 SBIEF 和 WBIEF 的再生性能 |
| 2.5.1 氢氧化钠浓度对染料解吸的影响 |
| 2.5.2 SBIEF 和 WBIEF 再生循环使用性能 |
| 2.6 动态吸附穿透曲线 |
| 3 结论 |
| 参考文献 |
| 第四章 OATRT 在锦纶织物染色水洗中的应用研究 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 材料与试剂 |
| 1.2 锦纶染色与洗涤工艺 |
| 1.3 锦纶染色洗涤废水的处理及其回用 |
| 1.4 水质指标和颜色参数测定方法 |
| 1.5 OATRT 工厂试验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 OATRT 静态实验研究 |
| 2.1.1 处理回用次数对于回用水水质的影响 |
| 2.1.2 处理回用次数对于染色织物质量的影响 |
| 2.2 OATRT 动态实验研究 |
| 2.2.1 循环倍数对回用水质和锦纶染色织物质量的影响 |
| 2.2.2 OATRT 应用方式 |
| 2.2.3 无机盐的影响 |
| 2.2.4 回用次数 |
| 2.3 OATRT 工厂试验研究 |
| 2.3.1 工厂水质水量分析 |
| 2.3.2 SBIEF 使用前后锦纶染色织物质量指标对比 |
| 3 结论 |
| 参考文献 |
| 第五章 OATRT 在棉织物染色水洗中的应用研究 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和药品 |
| 1.2 染色工艺 |
| 1.3 OATRT 在棉织物染色水洗过程中的在线应用 |
| 1.4 参数测定 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 标准水洗液水质分析 |
| 2.2 第一道水洗中循环倍数对回用水质和纯棉染色织物质量的影响 |
| 2.3 皂洗过程中循环倍数对回用水质和纯棉染色织物质量的影响 |
| 2.4 SBIEF 和 WBIEF 联合应用方式 |
| 2.5 回用次数 |
| 3 结论 |
| 参考文献 |
| 第六章 结论与展望 |
| 符号说明 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（5）氯苯（CB）在粘土上的解吸特征（论文提纲范文）
| 1材料与方法 |
| 1.1实验仪器 |
| 1.2实验试剂 |
| 1.3供试土样理化性质分析 |
| 1.4分析方法 |
| 1.5实验步骤 |
| 2结果分析 |
| 2.1淋洗条件筛选实验 |
| 2.2验证实验 |
| 2.3解吸动力学研究实验 |
| 3讨论与结论 |
（6）磺胺甲恶唑和卡马西平在碳纳米材料上的竟争和补充吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 论文框架 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 前言 |
| 2.1.1 抗生素在环境中的暴露及其危害 |
| 2.1.2 SMX与CBZ的潜在风险 |
| 2.1.3 抗生素的环境行为 |
| 2.1.4 模型吸附剂的选择 |
| 2.2 污染物的竞争吸附与补充吸附 |
| 2.3 解吸滞后 |
| 2.4 吸附热力学 |
| 2.5 吸附动力学 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 实验方法 |
| 3.1 吸附质和吸附剂的准备 |
| 3.1.1 吸附剂的购置 |
| 3.1.2 吸附质的准备及其基本性质 |
| 3.2 吸附解吸实验、热力学实验及动力学实验 |
| 3.2.1 吸附解吸实验 |
| 3.2.2 热力学实验 |
| 3.2.3 动力学实验 |
| 3.3 分析表征方法 |
| 3.3.1 元素分析 |
| 3.3.2 BET表征 |
| 3.3.3 TEM表征 |
| 3.3.4 TOC分析 |
| 3.3.5 吸附质定量分析 |
| 3.4 数据处理方法 |
| 3.4.1 吸附等温线的描述 |
| 3.4.2 共吸附体系中的计算 |
| 3.4.3 解吸特征的表达 |
| 3.4.4 热力学参数计算 |
| 3.4.5 吸附动力学拟合模型 |
| 第四章 单吸附质体系的表观非线性吸附和解吸特性 |
| 4.1 单吸附质体系的表观非线性吸附 |
| 4.1.1 吸附剂的表征结果 |
| 4.1.2 单吸附质体系的表观非线性吸附 |
| 4.1.3 吸附剂的特性对SMX和CBZ吸附的影响 |
| 4.2 单吸附质体系的解吸滞后 |
| 4.2.1 实验干扰排除 |
| 4.2.2 SMX和CBZ的解吸滞后 |
| 4.2.3 SMX和CBZ的释放率 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 共吸附体系的竞争和补充吸附 |
| 5.1 竞争物质对主要物质吸附的抑制 |
| 5.1.1 CBZ对SMX的吸附抑制 |
| 5.1.2 SMX对CBZ的吸附抑制 |
| 5.1.3 负电辅助氢键机制在共吸附体系中的贡献 |
| 5.2 竞争物质的吸附量与主要物质被抑制量的比较 |
| 5.3 单吸附质体系和共吸附体系的能量分布 |
| 5.4 SMX与CBZ在碳纳米材料上的补充吸附机理分析 |
| 5.5 竞争和补充吸附研究的环境意义 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 共吸附体系的解吸特性 |
| 6.1 共吸附体系中解吸滞后的评价 |
| 6.2 共吸附体系中解吸释放率分析 |
| 6.3 共吸附体系中解吸释放率对吸附能力的描述 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 热力学分析和动力学分析 |
| 7.1 热力学分析对吸附强弱的描述 |
| 7.1.1 温度对SMX和CBZ吸附的影响 |
| 7.1.2 热力学参数分析 |
| 7.2 动力学分析对吸附强弱的描述 |
| 7.2.1 单一吸附体系动力学模型拟合 |
| 7.2.2 吸附剂的性质对吸附动力学速率的影响 |
| 7.2.3 竞争对吸附速率、解吸速率的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 研究结论、创新点及展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读博士期间的研究成果 |
| 附录B 攻读博士期间获得的荣誉和奖励 |
| 附录C 攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| 附录D 文中主要的字母缩写和符号说明 |
（7）表面官能团化碳纳米材料对有机污染物吸附行为的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 引言 |
| 第一节 选题背景 |
| 1.1.1 背景简介 |
| 1.1.2 研究进展及存在的问题 |
| 第二节 论文研究目标及意义 |
| 第三节 研究思路及论文结构 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 论文结构 |
| 第二章 铜离子对有机化合物在表面官能团化碳纳米管上吸附的影响 |
| 第一节 研究内容简介 |
| 第二节 实验部分 |
| 2.2.1 材料与设备 |
| 2.2.2 碳纳米管性质表征 |
| 2.2.3 吸附实验 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 2.3.1 碳管表征结果 |
| 2.3.2 吸附等温线 |
| 2.3.3 原始碳管与表面修饰化碳管吸附比较 |
| 2.3.4 铜离子对有机物在碳管上吸附的影响 |
| 2.3.5 有机物对铜离子在碳管上吸附的影响 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 有机污染物在碳纳米管上的解吸特征研究 |
| 第一节 研究内容简介 |
| 第二节 实验部分 |
| 3.2.1 材料与设备 |
| 3.2.2 碳纳米材料性质表征 |
| 3.2.3 吸附解吸实验 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 3.3.1 碳管表征结果与讨论 |
| 3.3.2 有机污染物的吸附和解吸动力学 |
| 3.3.3 有机污染物的解吸热力学讨论 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 胶体态纳米材料对有机污染物的吸附 |
| 第一节 研究内容简介 |
| 第二节 实验部分 |
| 4.2.1 材料与设备 |
| 4.2.2 氧化石墨烯性质表征 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 4.3.1 氧化石墨烯的表征结果与讨论 |
| 4.3.2 有机污染物在Fiber上的吸附动力学 |
| 4.3.3 有机污染物在Fiber上的吸附等温线 |
| 4.3.4 有机污染物在GONPs上的吸附等温线 |
| 4.3.5 有机污染物在GONPs上的吸附机理 |
| 4.3.6 比较GONPs和其他碳纳米材料的吸附性质 |
| 第四节 本章小结 |
| 第五章 研究总结、创新点和研究展望 |
| 第一节 研究内容总结 |
| 第二节 研究的创新点 |
| 第三节 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（8）基于壳聚糖的环境功能材料制备与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的意义 |
| 1.1.1 重金属危害 |
| 1.1.2 壳聚糖 |
| 1.1.3 花生壳、柑橘皮、碳纤维 |
| 1.2 国内外动态 |
| 1.2.1 国内研究现状 |
| 1.2.2 国外研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 第二章 壳聚糖改性材料的制备与表征 |
| 2.1 材料与设备 |
| 2.2 壳寡糖 |
| 2.2.1 壳寡糖制备 |
| 2.2.2 树叶前处理 |
| 2.2.3 结论 |
| 2.3 巯基壳聚糖 |
| 2.3.1 巯基壳聚糖制备 |
| 2.3.2 碘量法测定巯基含量 |
| 2.3.3 巯基壳聚糖吸附重金属 |
| 2.3.4 结论 |
| 2.4 壳聚糖微球 |
| 2.4.1 壳聚糖微球制备 |
| 2.4.2 壳聚糖微球的不同合成条件 |
| 2.4.3 壳聚糖微球对Cu~(2+)吸附效果对比 |
| 2.4.4 结果 |
| 2.5 壳聚糖/羟基磷灰石复合材料 |
| 2.5.1 羟基磷灰石制备 |
| 2.5.2 壳聚糖/羟基磷灰石复合材料制备 |
| 2.5.3 壳聚糖与羟基磷灰石按不同比例制备复合材料 |
| 2.5.4 壳聚糖/羟基磷灰石复合材料的微观形貌 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 壳聚糖/羟基磷灰石材料对铜离子吸附研究 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.2 对铜离子饱和吸附量研究 |
| 3.2.1 壳聚糖微球对Cu~(2+)饱和吸附量研究 |
| 3.2.2 羟基磷灰石对Cu~(2+)饱和吸附量研究 |
| 3.2.3 壳聚糖与羟基磷灰石的配比对Cu~(2+)饱和吸附量的影响 |
| 3.2.4 结果 |
| 3.3 等温吸附研究 |
| 3.3.1 等温吸附方程简介 |
| 3.3.2 等温吸附方程拟合 |
| 3.3.3 结论 |
| 3.4 对铜离子吸附平衡时间研究 |
| 3.4.1 壳聚糖微球对Cu~(2+)吸附平衡时间 |
| 3.4.2 羟基磷灰石对Cu~(2+)吸附平衡时间 |
| 3.4.3 壳聚糖与羟基磷灰石的配比对Cu~(2+)吸附平衡时间的影响 |
| 3.5 吸附动力学研究 |
| 3.5.1 吸附动力学方程简介 |
| 3.5.2 吸附动力学方程拟合 |
| 3.5.3 结论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 炭化生物材料对铜离子的吸附研究 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.2 pH对炭化材料吸附铜离子的影响研究 |
| 4.2.1 pH对炭化花生壳吸附铜离子的影响研究 |
| 4.2.2 pH对炭化橘子皮吸附铜离子的影响研究 |
| 4.2.3 pH对炭纤维吸附铜离子的影响研究 |
| 4.2.4 结果 |
| 4.3 吸附时间对炭化材料吸附铜离子的影响研究 |
| 4.3.1 吸附时间对炭化花生壳吸附铜离子的影响研究 |
| 4.3.2 吸附时间对炭化橘子皮吸附铜离子的影响研究 |
| 4.3.3 吸附时间对炭纤维吸附铜离子的影响研究 |
| 4.3.4 结论 |
| 4.4 初始浓度对炭化材料吸附铜离子的影响研究 |
| 4.4.1 初始浓度对炭化花生壳吸附铜离子的影响研究 |
| 4.4.2 初始浓度对炭化橘子皮吸附铜离子的影响研究 |
| 4.4.3 初始浓度对炭纤维吸附铜离子的影响研究 |
| 4.4.4 结果 |
| 4.5 炭化材料吸附效果对比研究 |
| 4.5.1 最佳条件下三种材料对Cu~(2+)的吸附效果对比 |
| 4.5.2 炭化材料与改性壳聚糖材料对Cu~(2+)吸附效果对比 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）氧氟沙星在不同性质吸附剂上的吸附动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 插图样单 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 论文框架 |
| 第二章 研究进展 |
| 2.1 土壤的组分 |
| 2.1.1 无机矿物 |
| 2.1.2 土壤有机质 |
| 2.1.3 有机-无机复合体 |
| 2.2 有机污染物在土壤中的滞留和锁定 |
| 2.3 有机污染物在土壤环境中的作用机理 |
| 2.3.1 有机污染物在土壤上的吸附热力学 |
| 2.3.2 有机污染物在土壤上的吸附等温线模型 |
| 2.3.3 有机污染物在土壤上的吸附动力学 |
| 2.4 影响吸附的主要因素 |
| 2.4.1 吸附质性质的影响 |
| 2.4.2 土壤理化性质的影响 |
| 2.4.3 外界环境的影响 |
| 第三章 研究方法 |
| 3.1 土壤的采集和前处理 |
| 3.2 其他材料准备 |
| 3.3 吸附动力学实验 |
| 3.4 分析方法 |
| 3.4.1 元素分析 |
| 3.4.2 比表面积分析 |
| 3.4.3 矿物成份分析 |
| 3.4.4 pH值测定 |
| 3.4.5 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.4.6 高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 3.5 实验仪器 |
| 3.6 数据处理方法 |
| 第四章 OFL在天然土壤及其组分中的吸附动力学 |
| 4.1 氧氟沙星在土壤中的表观吸附随时间的变化 |
| 4.2 土壤理化性质对氧氟沙星的吸附动力学的影响 |
| 4.3 不同初始浓度的氧氟沙星在土壤中的吸附动力学比较 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 OFL在工程碳基吸附剂上的吸附动力学 |
| 5.1 氧氟沙星在氧化活性炭和碳管上的吸附特征 |
| 5.1.1 湿法氧化活性炭和碳管 |
| 5.1.2 吸附实验和模型拟合 |
| 5.2 氧氟沙星在不同源生物炭上的吸附动力学 |
| 5.2.1 生物炭的制备和表征 |
| 5.2.2 吸附动力学特征 |
| 5.3 结论 |
| 第六章 OFL与SMX吸附动力学特征比较 |
| 6.1 SMX在土壤上吸附动力学特征 |
| 6.2 SMX和OFL在土壤上动力学吸附特征比较 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论和创新点 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读硕士期间发表论文目录 |
| 附录B 文中主要的字母缩写和符号说明 |
（10）沉积物对粪固醇吸附行为的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 粪固醇简介 |
| 1.1.1 粪固醇的结构性质 |
| 1.1.2 粪固醇的来源与环境意义 |
| 1.1.3 粪固醇的研究背景 |
| 1.1.4 粪固醇吸附影响因素 |
| 1.2 沉积物的构成及其组分结构特征的研究 |
| 1.2.1 沉积物有机质的定义及研究概况 |
| 1.2.2 沉积物有机质的分组及各组分的结构特征 |
| 1.3 沉积物对有机污染物的吸附行为及其机理 |
| 1.3.1 吸附动力学模型 |
| 1.3.2 吸附等温线 |
| 1.3.3 吸附机理 |
| 1.3.4 影响吸附的因素 |
| 1.4 论文选题思路和内容 |
| 1.4.1 选题背景 |
| 1.4.2 选题基本思路和意义 |
| 第二章 粪固醇分析方法建立与样品制备 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 样品采集与制备 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 有机质提取和分离 |
| 2.2.3 矿物质的制备 |
| 2.2.4 粪固醇吸附液的制备 |
| 2.3 粪固醇的GC/MS测定 |
| 2.3.1 仪器与试剂 |
| 2.3.2 色谱质谱条件 |
| 2.3.3 粪固醇的GC/MS鉴定 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 粪固醇在沉积物上的吸附作用及影响因素 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验仪器与试剂 |
| 3.1.2 沉积物的采集和制备 |
| 3.1.3 粪固醇吸附液制备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 吸附动力学实验 |
| 3.2.2 等温吸附实验 |
| 3.2.3 因素影响实验 |
| 3.2.4 正交试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 粪固醇在沉积物中吸附平衡时间的确定 |
| 3.3.2 粪固醇在沉积物中吸附动力学研究 |
| 3.3.3 粪固醇在沉积物中的等温吸附方程 |
| 3.3.4 胡敏酸对粪固醇吸附的影响 |
| 3.3.5 粗胡敏素对粪固醇吸附的影响 |
| 3.3.6 矿物质对粪固醇吸附的影响 |
| 3.3.7 温度的影响 |
| 3.3.8 盐度的影响 |
| 3.3.9 pH值的影响 |
| 3.3.10 沉积物粒度的影响 |
| 3.3.11 正交试验 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 沉积物对新型持久性有机污染物(PBDEs)的吸附研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验仪器与试剂 |
| 4.1.2 色谱和质谱条件 |
| 4.1.3 PBDEs GC/MS鉴定 |
| 4.1.4 样品处理与分析 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 吸附动力学实验 |
| 4.2.2 吸附热力学实验 |
| 4.2.3 等温吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PBDEs在沉积物中吸附平衡时间的确定 |
| 4.3.2 PBDEs在沉积物中吸附动力学研究 |
| 4.3.3 PBDEs在沉积物中吸附热力学研究 |
| 4.3.4 PBDEs在沉积物中的等温吸附方程 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间研究成果 |
| 致谢 |
四、Sorption and desorption of 1,4-dichlorobenzene on peat（论文参考文献）
- [1]可溶性有机质对芘在泥炭和高岭土上吸附和解吸的影响[J]. 徐嘉萍,吴济舟,汪玉,卢媛,孙红文. 环境化学, 2021(02)
- [2]水热法制备的生物质类腐殖质对典型芳香性有机物的非线性分配机制及规律[D]. 任柳芬. 浙江大学, 2021
- [3]原位热脱附联合高级氧化修复技术对污染土壤及地下水中苯与氯苯的去除研究[D]. 张学良. 南京农业大学, 2019(08)
- [4]印染废水在线处理回用关键技术研究[D]. 李春辉. 东华大学, 2015(11)
- [5]氯苯（CB）在粘土上的解吸特征[J]. 罗泽娇,李龙媛,余江. 地球科学(中国地质大学学报), 2015(05)
- [6]磺胺甲恶唑和卡马西平在碳纳米材料上的竟争和补充吸附行为研究[D]. 王驰. 昆明理工大学, 2015(01)
- [7]表面官能团化碳纳米材料对有机污染物吸附行为的研究[D]. 王方. 南开大学, 2014(04)
- [8]基于壳聚糖的环境功能材料制备与应用研究[D]. 李世成. 大连工业大学, 2014(09)
- [9]氧氟沙星在不同性质吸附剂上的吸附动力学研究[D]. 王朋. 昆明理工大学, 2013(03)
- [10]沉积物对粪固醇吸附行为的研究[D]. 张晓蕾. 大连工业大学, 2013(09)