一、羟基磷灰石溶解度等温线的测定（论文文献综述）
李叶惠[1]（2021）在《基于浊点分离体系提取纯化天然抗氧化剂》文中研究指明随着人们对于抗氧化剂的进一步了解,人工合成的抗氧化剂由于其对人体健康具有潜在危害而逐渐不被使用。近年来,越来越多的研究人员致力于研究如何高效分离和纯化天然抗氧剂上。然而,天然抗氧化剂大多存在于水果、蔬菜或中草药中,原料成分复杂且有效活性物质含量低,其分离存在一定困难。浊点分离作为一种新型的分离富集技术,具有操作简单,生物相容性好,富集倍数高和价格低廉的优点而受到众多研究人员的关注。然而,对于复杂基质而言,浊点分离只能富集和初步分离一类物质,不能选择性分离特定产物,这使浊点分离在实际应用中受到限制,因此研究浊点分离与其他方法结合,提高其分离的选择性引起了研究者们极大的兴趣。本文将浊点分离和固相萃取或液液萃取相结合,建立一种新的体系,旨在提高浊点分离的选择性,获得纯度较高的天然抗氧化剂样品,具体的研究内容包括以下三个方面:（1）通过水热法合成了壳聚糖/羟基磷灰石（CS/HAP）并用4-羧基苯硼酸（CPBA）改性得到4-羧基苯硼酸-壳聚糖/羟基磷灰石剂（CPBA-CS/HAP）,用于固相萃取维生素B12,通过实验数据探究了不同材料、底物浓度、吸附时间和p H对吸附效果的影响并深入分析了其吸附动力学和吸附热力学。然后利用表面活性剂对吸附在CPBA-CS/HAP上的维生素B12进行解吸,并用非离子表面活性剂的特性进行浊点分离除去溶液中过多的表面活性剂及吸附过程中残留的杂质,进一步纯化维生素B12,最终结合结晶的方法得到较纯的维生素B12,纯度为92.63%。（2）通过水热法合成了锌-锡层状双氢氧化物（Zn-Sn LDH）并在其表面原位生长混合配体的锌-羧基配体的金属有机框架材料（Zn-MOF）形成层状双氢氧化物-金属有机框架复合材料（LDH/MOF）用于固相吸附维生素B2,通过探究了底物浓度、吸附时间和p H对吸附效果的影响并研究了其吸附动力学和吸附热力学。并用非离子表面活性剂的特性进行浊点分离除去溶液中过多的表面活性剂及吸附过程中残留的杂质,进一步纯化维生素B2,最终结合结晶的方法得到维生素B2的较纯品,纯度为93.92%。（3）通过超声辅助低共熔溶剂（DESs）萃取黄芩中的黄芩苷,并研究了不同DESs种类,料液比、DESs含水量、超声时间和超声温度对提取效率的影响。然后利用表面活性剂对溶液中的黄芩苷浊点分离,研究了表面活性剂浓度以及平衡温度对回收率的影响。浊点分离完成后用Na OH溶液进行反萃取,最终通过酸沉的方法得到较纯的黄芩苷,纯度为89.72%。
王凌凯[2]（2021）在《煅烧-碳酸化改性白云石及其除磷除氟性能》文中研究表明如今,随着现代社会新兴科技产业的快速发展,其排放磷、氟污染问题也逐渐得到重视。煅烧白云石是一种高活性材料,而碳酸化煅烧白云石除磷除氟具有良好的应用前景。本文通过改变碳化温度和碳化时间,探究时间和温度对碳酸化煅烧白云石的影响。通过静态实验考察了污染物初始浓度、初始p H值、反应时间、固液比和反应温度等因素对磷和氟的去除效果的影响,结合碳酸化煅烧白云石对污染物处理前后的XRD、TEM、SEM、XPS及FTIR等表征分析,对碳酸化煅烧白云石除磷、除氟机理进行了探索。结果表明:（1）白云石经煅烧和碳酸化处理后的产物为纳米方解石和方镁石复合材料（CCD）,对磷和氟的去除有显着的效果,磷的去除率达到99%以上,氟的去除率在90%以上。（2）CCD除磷实验中,随着固液比升高,磷的去除率先上升后去趋于稳定;在初始p H=5时,对磷的去除有着最好的效果;吸附等温数据表明,CCD对磷的去除更加符合Langmuir等温吸附方程。动力学数据表明,准二级动力学模型可以更好地描述CCD对水中磷的去除过程。吸附热力学研究中可以发现,反应是自发吸热的化学吸附过程;反应机理主要为:CCD表面吸附了大量的磷,被吸附的磷与CCD溶解出的钙离子形成化学键,一方面形成了羟基磷灰石,另一方面形成磷酸氢钙沉淀附着在CCD表面。（3）除磷产物对氟的去除符合Langmuir等温吸附方程和准二级动力学方程,且反应是自发进行的。其主要去除机理是除磷产物中羟基磷灰石的羟基被氟离子替代形成了氟磷灰石,同时也有部分生成氟化钙沉淀。（4）CCD对水中磷和氟的联合处理受反应时间、固液比、反应温度、初始浓度的影响,而溶液初始p H值对去除效果影响不显着;在初始磷浓度为20 mg·L-1,氟浓度为20 mg·L-1的优化条件下,准二级动力学方程可以更好地描述CCD对水中氟离子的去除过程;CCD去除氟更符合Langmuir等温吸附方程;反应是自发的吸热反应;反应主要机理为在混合溶液中,CCD中的Ca2+溶出,与磷反应生成羟基磷灰石,后OH-被F-取代,生成氟磷灰石;同时CCD溶出的Ca2+、Mg2+也与F-反应生成相应产物。
马培根[3]（2020）在《壳聚糖为载体的除磷吸附剂的制备及其性能的研究》文中指出磷作为一种重要的工、农业原料,其主要来源于富磷矿石,而磷矿是一种不可再生资源,其储量随着大量开采而急剧下降。与此同时由于人类的生产、生活,大量的磷被排入到天然水体中,导致天然水体出现富营养化,危害水体生态环境和人类健康,因此去除和回收废水中的磷对可持续发展有十分重要的意义。吸附法作为一种有效的除磷方法,具有设备简单、操作方便和吸附剂可再生等优点,制备出性能优良的吸附剂是吸附除磷研究的关键。壳聚糖作为一种易生物降解、生物相容性好和可大量制备的天然高分子材料,被广泛的运用于去除金属阳离子、有害阴离子和染料的吸附剂制备。本文以壳聚糖为载体,制备了两种除磷吸附剂,对吸附剂的性能进行详细研究,并初步研究了被吸附磷的资源化回收。为实现废水中磷的有效去除并将其转化有用物质,采用水热法制备壳聚糖负载γ-A100H的颗粒吸附剂（γ-A100H@CS）,并提出了新的吸附剂后处理策略。冻干后的颗粒吸附剂粒径为2～3 mm,具有多孔网状结构。吸附剂的最大吸附容量为45.82 mg/g,吸附容量比之前报道的多数铝基吸附剂高,吸附为自发、吸热的多层非均一吸附。吸附速率较快,在0.5 h内达到平衡吸附量的半数。常见共存阴离子对吸附容量影响不大,溶液初始pH在4～6范围内时吸附容量基本维持不变。用吸附剂对模拟的MBR工艺出水处理,结果表明流速对处理效果影响很大,在流量为3.0 mL/min和1.5 mL/min时实现达标排放的处理量为8.4 L和13.3 L。吸附后的吸附剂采用碱溶分离出壳聚糖,可作为制备吸附剂的原料。溶液中的铝通过向碱液中加入磷酸调节pH,经水热反应、煅烧后以磷酸铝的形式被回收,富磷溶液可作为工业原料或液体化肥。γ-A100H@CS表现出良好的吸附除磷性能,并实现了磷的资源化回收和吸附剂的完全回收。为提高壳聚糖水凝胶吸附剂的耐酸性、除磷和分离性能,利用乳液交联法,制备了负载La（OH）3的壳聚糖/聚乙烯醇互穿水凝胶网络磁性微球（La（OH）3@MIPN）。微球粒径范围为2.66～32.36μm,具有较好的溶胀性能,在水溶液中30min内粒径变为原来的1.26倍。微球的饱和磁化强度为11.6 emu/g,表现出超顺磁性,具有很好的磁分离特性。在pH>5的水溶液中,金属离子和有机物溶出量很少,表明其在弱酸、中性和碱性环境下具有很好的稳定性。吸附剂具有较快的吸附速率,在4h内达到吸附平衡,吸附过程符合拟二阶动力学模型,其最大吸附容量为44.34 mg/g,是不负载La（OH）3的壳聚糖/聚乙烯醇互穿水凝胶网络磁性微球（MIPN）的7.6倍,吸附容量大幅提高,其吸附机理主要为磷酸根离子与羟基的离子交换。吸附剂受共存离子的影响很小,有很强的选择性,溶液初始pH对吸附的影响较大,在酸性和中性条件下表现出较高的吸附量。吸附后的吸附剂用NaOH溶液进行解吸,5个吸附-解吸循环后,吸附量仍能达到初始吸附容量的89.9%,表现出良好的再生性能。
唐文清[4]（2020）在《新型硬硅钙石的制备及其对重金属和氟离子的吸附性能研究》文中研究表明随着世界各国工业快速的发展和人类需求的增多,生产企业的数量和生产总量均不同程度的增加,伴随含重金属、有机物、氟化物等有毒有害污染物的各种工业废水排放量逐年增加,导致水质进一步恶化,引起国内外从事环保有关领域学者高度关切。学者们在去除技术、方法、材料等方面进行大量研究,特别是对于难降解且持久性、浓度高、毒性强、迁移速率快、存在形态和形式复杂含重金属离子、氟离子污染物的废水更为重视。对比当前用于含重金属离子、氟离子等废水的各类处理技术,普遍认为吸附法是最行之有效的技术。制约吸附法实际应用关键问题在于吸附材料选择,因此,寻求原材料丰富且可再生、去除污染物快速且高效、应用成本低廉且环保等优点的吸附材料,具有重要现实意义。普通硬硅钙石主要由钙、硅、氧元素组成的水合硅酸钙化合物[Ca6(Si6O17)（OH）2,简称CSH],在建筑行业、保温材料等得到广泛应用,作为吸附材料在环境保护领域略见应用。由于CSH自然储量十分有限,实际应用主要依靠人工合成得到。普通的硬硅钙石具有吸附材料的特点,对水溶液污染物有一定的吸附性能,但存在吸附能力低和吸附速率慢等缺陷,抑制其作为吸附材料领域的推广应用。因此,为了解决硬硅钙石作为吸附材料存在原材料紧缺和吸附能力弱的不足,本研究将选择废弃蛋壳为原料,通过调控原料的钙硅比和反应温度,结合掺杂和嫁接改性技术,水热法合成具有比表面积更大、表面更粗糙、孔隙更发育、吸附位点更多的新型CSH。合成所有样品均采用了多种表征技术（BET、FTIR、SEM-EDS、XRD、TG等）进行组成成分和形貌分析,新型CSH被应用于吸附剂含重金属离子(Pb2+、Cd2+、Cu2+)和F-废水,详细地考察了影响吸附效果的各种因素（pH、吸附质初始浓度、吸附剂用量、吸附时间和吸附温度等）,依照宏观实验结果,开展微观理论拟合（等温吸附模型、吸附动力学模型、热力学）、吸附材料自身及其吸附污染物的模型设计和计算（第一性原理）等研究,深度剖析其吸附作用机理,为实际推广应用奠定可靠的理论依据。本研究内容及结果具体如下:（1）掺钠硬硅钙石的制备及其对重金属离子(Pb2+、Cd2+、Cu2+)和氟离子的吸附性能研究。依照CSH制备方法,原料钙硅比控制为1:1,同步掺入3个不同摩尔浓度(n（Na）/n（Ca+Na）=1:6、2:6、3:6)的氯化钠溶液,制得掺钠硬硅钙石[简称NaCSH（NaCSH1、NaCSH2和NaCSH3）]并应用于对水溶液中含重金属离子(Pb2+、Cd2+、Cu2+)和F-的吸附研究。根据吸附实验结果,确定了去除Pb2+、Cd2+、Cu2+最佳的n（Na）/n（Ca+Na）为1:6制得NaCSH1;而去除氟离子较佳则为n（Na）/n（Ca+Na）为2:6的制得NaCSH2。将最佳吸附效果的NaCSH（NaCSH1和NaCSH2）与CSH分别用于对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-进行静态吸附实验研究。结果表明:NaCSH对上述离子的吸附效果明显均比CSH的好,在优化实验条件下,最佳掺钠比的NaCSH对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-吸附最大吸附容量分别可高达425.22、158.41、189.27和24.32 mg/g,比当前报道同类吸附材料的吸附效果优越。准二级动力学方程相关系数R2基本在0.99以上,能很好的描述NaCSH对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-的吸附行为,理论计算所得Qe,cal与Qe,exp十分接近;热力学参数表明,对4种离子的吸附属于自发的吸热反应,其吸附机理主要为离子交换、溶解-沉淀和静电吸引。（2）NaCSH对重金属离子(如Pb2+、Cu2+)和F-离子吸附理论计算研究。利用CASTEP设置NaCSH对重金属离子和氟离子的计算模型,采用第一性原理对吸附可能存在的形式进行了可行性分析。结果表明:结构优化所得的NaCSH设置模型,与EXAFS（extended X-ray absorption fine structure spectroscopy）对Nd（III）或Eu（III）掺杂在托勃莫来石和硬硅钙石上的Ca-O、Ca-Si、Ca-Ca键长进行比较分析,认为计算方法是合理的,说明钠离子可以取代CSH中部分钙离子形成NaCSH。为深入剖析NaCSH对重金属离子和氟离子的作用机理,同时设计了铅、铜和氟取代NaCSH几何结构以及NaCSH吸附Pb2+、Cu2+和F-的几何结构,计算得到的取代能来说明NaCSH对Pb2+、Cu2+和F-存在离子交换反应;吸附能表明NaCSH在溶液中吸附铅离子、铜离子或氟离子是可行性;态密度轨道贡献分析找出了NaCSH的较强活性吸附位点,Bader电荷分析发现NaCSH中的部分原子与Pb2+、Cu2+和F-之间存在电荷转移,进一步认证了NaCSH对Pb2+、Cu2+和F-吸附存在的作用机理。（3）掺铝硬硅钙石的制备及其对重金属(Pb2+、Cd2+、Cu2+)和氟离子的吸附性能研究。在制备CSH过程,控制原料的钙硅比为1:1,同步掺入4个不同摩尔浓度n（Al）/n（Si+Al）=2%、5%、10%、15%的Na Al O2溶液,制得4种掺铝硬硅钙石（简称Al-CSH）,分别在同样条件下应用于对水溶液中含重金属离子(Pb2+、Cd2+、Cu2+)和F-的吸附实验。比较四种不同掺铝量制备的掺铝硬硅钙石对上述离子的吸附效果,发现具有最佳吸附效果的是原料中掺铝量为n（Al）/n（Si+Al）=5%,将用此量制备的Al-CSH应用于对含Pb2+、Cu2+、Cd2+和F-废水进行吸附实验研究。结果表明:从SEM、EDS和XPS表征可看出外来金属离子钠和铝分别替代部分钙和硅进入硬硅钙石晶体结构内,改变了硬硅钙石组成成分及形貌。对比Al-CSH与NaCSH对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-的吸附效果,前者略微优于后者,说明通过Na Al O2改性制得的Al-CSH吸附能力比NaCSH强。在优化实验条件下,Al-CSH对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-吸附最大吸附容量分别可高达449.74、190.21、224.28、30.90 mg/g,比当前报道同类吸附材料的吸附效果优越。作用机理与NaCSH对Pb2+、Cd2+、Cu2+和F-的基本一致,均存在离子交换、溶解-沉淀和静电吸引。（4）硬硅钙石负载香豆素衍生物荧光小分子对水溶液中Hg2+的吸附性能研究。香豆素衍生物荧光小分子（COUSH）与Hg2+相互作用可形成荧光增强型物质,且干扰离子Na+、Ca2+、Pb2+、Cu2+、Cd2+对其影响不大,说明COUSH对汞离子检测具有一定的选择性。将COUSH负载于CSH上合成香豆素@硬硅钙石（CSH-COUSH）作为吸附剂,用于去除水溶液中Hg2+,进行静态吸附实验研究。结果表明:CSH-COUSH去除Hg2+受pH影响较小,在pH为3.0～8.0较大范围的去除率均能达到98%左右;Langmuir模型拟合相关系数均高于0.99,能较好地描述该吸附形式,在293,298和303K时最大吸附容量（Qm）分别为112.37,109.66和110.56 mg/g。准二级动力学方程相关系数R2基本在0.99以上,能很好的描述CSH-COUSH对Hg2+的吸附行为,理论计算所得最大吸附容量(Qe,cal)与实验的(Qe,exp)十分接近;热力学参数表明,对Hg2+的吸附属于自发的吸热反应,其吸附机理主要为离子交换、溶解-沉淀和静电吸引。
晋艳茹[5]（2020）在《纳米晶纤维素/羟基磷灰石纳米复合材料合成及吸附盐酸金霉素性能研究》文中认为抗生素的大量生产和过量使用,已经对生态环境和人体健康构成严重威胁,四环类抗生素在众多抗生素中属于应用最广泛的抗生素之一。盐酸金霉素（Chlortetracycline hydrochloride,CTC·HCl）是一种广谱抗菌药物,具有抑菌、杀菌作用,是一种四环素类抗生素。环境中的CTC·HCl不仅会干扰土壤微生物的呼吸、硝化和磷酸酶活性,还会引起病原生物体的耐药性,致使环境问题越来越严峻。用吸附法处理抗生素污染废水有效且吸附剂众多,所以其成为了目前的研究热点。最常报道的吸附剂有:碳纳米管、颗粒活性炭、石墨烯、生物炭、蒙脱石和高岭土等,但是这些吸附剂存在成本高、再生困难、对环境造成二次污染等缺点。羟基磷灰石（Hydroxyapatite,HAP）制备方法多,制备原料简单廉价,是一种环境友好型吸附剂,表面富含OH-,Ca2+,PO43-离子,具有良好的离子交换性能。故本研究采用HAP对CTC·HCl进行吸附,发现吸附效率虽然很快,但是没有达到理想的吸附量。为进一步开发HAP对CTC·HCl的吸附潜力,我们采用纳晶纤维素（Cellulose nanocrystals,NCC）作为增强剂来提高HAP的吸附性能,加入NCC后的HAP吸附CTC·HCl的效果较纯的HAP有了显着提高。本论文采用原位沉淀法合成了NCC/HAPs粉体材料,并考察了NCC与HAP质量比、反应pH值以及反应温度对NCC/HAPs复合材料的影响,发现较佳的制备条件是NCC与HAP质量比为1:1,pH为11,温度为20℃。实验通过X射线粉末衍射、傅里叶红外光谱分析、热性能分析、扫描电子显微镜、透射电子显微镜、N2脱附-吸附等温线分析、紫外分光光度法等手段对合成的样品进行表征分析,表征结果与文献报道一致,表明本研究中NCC/HAPs被成功合成,并且推测NCC与HAP前驱体之间可能存在SO3-Ca2+的结合,以及C-OH和Ca2+以非共价相互作用的结合。加入NCC前后对比发现,加入NCC后使得晶体结晶性能稍微变差,但是随着NCC含量的增加,NCC/HAPs的比表面积也增加（从38.791 m2/g增至85.605 m2/g）。本论文还考察了NCC/HAPs吸附CTC·HCl时吸附时间、CTC·HCl初始浓度以及溶液pH对吸附性能的影响。通过实验发现较佳的吸附条件是CTC·HCl初始浓度为200mg/g,溶液pH为7,在此条件下,NCC/HAPs对CTC·HCl的吸附量可达139.44mg/g。为测试CTC·HCl吸附效果,我们对其展开动力学研究,研究表明,CTC·HCl在NCC/HAPs上的吸附过程遵循拟二级动力学模型,说明吸附存在化学吸附。为进一步探索NCC/HAPs对CTC·HCl的吸附机理,我们对NCC/HAPs吸附行为进行等温线和热力学研究,结果表明:NCC/HAPs吸附CTC·HCl能较好满足Freundlich吸附模型,说明该吸附过程主要以多分子层非均相吸附为主;并且热力学实验表明吸附是一个自发进行的吸热反应。pH实验研究表明:随pH增加,NCC/HAPs表面电荷由正变为负,溶液pH为中性时对CTC·HCl吸附效果较好。由以上结果可认为CTC·HCl在NCC/HAPs上的吸附机理复杂,推测存在范德华相互作用、分子扩散、静电相互作用、阳离子交换机制、阳离子桥接作用、络合作用和氢键作用。然而脱附实验证明,钙离子作用（包括阳离子交换机制、阳离子桥接作用、络合作用）可能是NCC/HAPs吸附CTC·HCl的主要驱动力。研究结果表明,NCC/HAPs对CTC·HCl有很好的吸附性能,可为其工艺开发提供一定的指导,有利于CTC·HCl在水环境中的去除。
沈校校[6]（2020）在《溶解性有机质对磁性纳米羟基磷灰石吸附Cd（Ⅱ）的影响及机理研究》文中进行了进一步梳理废水中存在的重金属离子,尤其是镉离子Cd（Ⅱ）毒性很强,对人体健康和环境危害极大,采用磁性纳米羟基磷灰石（HAP/γ-Fe2O3）作为吸附材料,通过吸附法去除水体中的重金属离子,已成为废水处理的常规方法。真实水体中通常也会广泛存在溶解性有机质,例如胡敏酸、富里酸、单宁酸（HA、FA、TA）等,由于其可以影响水溶液中金属离子的溶解性和迁移能力,甚至可能与重金属离子发生络合反应,采用HAP/γ-Fe2O3吸附水体中重金属离子的过程不可避免的会受其影响,而关于溶解性有机质具体如何影响HAP/γ-Fe2O3吸附水体中重金属离子的研究尚不全面。本文以HAP/γ-Fe2O3作为吸附剂,以水溶液中镉离子作为目标污染物,系统的研究了、HA/FA/TA三种溶解性有机质存在条件下,对吸附效果的影响情况,并分析了影响机理。进一步,以溶解性有机质为改性剂对HAP/γ-Fe2O3进行改性,对比分析了改性前后的吸附影响,初步探讨了过程机理。主要结论如下:（1）首先研究HAP/γ-Fe2O3对三种常见溶解性有机质:HA/FA/TA的吸附效果及其机理。研究结果表明,X射线衍射（XRD）分析表明HAP/γ-Fe2O3中含有的钙离子能与HA/FA/TA发生静电作用;红外光谱（FT-IR）分析表明,HAP/γ-Fe2O3含有大量的官能团（含氧基团）能与HA/FA/TA发生氢键作用;p H值的升高可以导致HAP/γ-Fe2O3对HA/FA/TA的吸附效果先升高后降低,当p H值从2.0升高至11.0时,其吸附量分别从38.07mg/g、45.44mg/g和33.00mg/g升高到43.80mg/g、47.34mg/g和49.14mg/g再降到27.80mg/g、42.89mg/g和2.96mg/g。共存的其他阳离子会抑制HAP/γ-Fe2O3对HA/FA/TA的吸附效果。HAP/γ-Fe2O3对HA/FA/TA的吸附均满足准二级动力学模型,等温线符合Langmuir和Temkin模型。热力学分析表明HAP/γ-Fe2O3对HA/FA/TA的吸附均是自发、吸热及熵增的过程。（2）研究了HA/FA/TA存在条件下,HAP/γ-Fe2O3吸附Cd（Ⅱ）的效果影响及因素分析。结果表明,此时p H值与共存的其他阳离子是影响HAP/γ-Fe2O3吸附Cd（Ⅱ）的重要因素。p H值在2.0-9.0之间,其吸附量是缓慢增加的,在存在HA、FA和TA的情况下,其吸附量分别从33.68mg/g、34.68mg/g、38.80mg/g增加到40.94mg/g、41.79mg/g、42.60mg/g。在HA、FA和TA不存在的情况下,在p H从2.0升高到8.0时,其吸附量从32.35mg/g急剧提高到43.44mg/g,而当p H继续升高时,吸附量基本保持稳定,其吸附率已经达到88.75%。在存在其他共存阳离子时,共存阳离子会抑制HAP/γ-Fe2O3对Cd（Ⅱ）的吸附,且共存阳离子(k+、Ca2+和Mg2+)浓度越高,抑制效果越好,其中Mg2+的抑制作用在三种共存阳离子中最强,主要原因可能是Mg2+能凭借溶解-沉淀效应占据更多的吸附点位。在HA、FA和TA存在与不存在的情况下,HAP/γ-Fe2O3对Cd（Ⅱ）的吸附均满足准二级动力学模型,等温线符合Langmuir和Temkin模型。热力学分析表明存在HA、FA和TA的情况下与不存在HA、FA和TA的情况下,吸附都是自发、吸热及熵增的过程。（3）以溶解性有机质为改性剂对HAP/γ-Fe2O3进行改性,且将其应用于去除水溶液中的Cd（Ⅱ）,分析比较吸附效果及机理。改性材料的XRD图谱分析表明,HAP/γ-Fe2O3的主要组成物相在改性前后并没有明显变化。FT-IR图谱分析发现,改性后HAP/γ-Fe2O3的表面官能团数量增加,在620cm-1处发现羟基吸收峰,在1380cm-1处发现羧基吸收峰。高倍透射扫描显微镜分析表明,改性后HAP/γ-Fe2O3的表面较改性前更为平滑。改性后HAP/γ-Fe2O3的等电点较改性前有所降低,这是由于溶解性有机质分子在HAP/γ-Fe2O3表面结合增加了HAP/γ-Fe2O3表面的负电荷。改性后的HAP/γ-Fe2O3对Cd（Ⅱ）的吸附效果也比改性前的吸附效果有所提高,改性后的吸附剂比未改性的吸附剂对Cd（Ⅱ）的吸附量分别提高了1.38mg/g（HA-HAP/γ-Fe2O3）、4.17mg/g（FA-HAP/γ-Fe2O3）、6.37mg/g（TA-HAP/γ-Fe2O3）。初步分析,吸附效果提高的原因可能是Cd（Ⅱ）与改性后的吸附剂表面发生静电吸附作用以及Cd（Ⅱ）与改性后吸附剂的表面发生离子交换反应。综上,水溶液中溶解性有机质对HAP/γ-Fe2O3吸附镉离子的影响及机理较为复杂,会受到溶解性有机质特性影响及多种环境因素影响（p H值,共存阳离子种类及浓度等）;使用含有多种官能团的溶解性有机质对HAP/γ-Fe2O3进行改性,可以有效提高HAP/γ-Fe2O3对Cd（Ⅱ）的吸附效果。本论文对真实水体中,溶解性有机质等共存物对HAP/γ-Fe2O3吸附重金属离子过程及效果影响做了较系统的研究,提供了可供参考的基础数据。
董林[7]（2020）在《不同类型的HEDP/HAP复合材料对水中重金属离子的吸附性能研究》文中研究表明水体中存在的重金属对自然生态环境和人类健康造成了严重的危害,废水中重金属的污染也引起了人们越来越多的关注。羟基磷灰石（HAP）是人体与动物骨骼、牙齿中重要的无机矿物成分,其独特的化学组成和空旷的格架结构,使其具有很强的离子交换能力,是一种新型环境功能材料。羟基乙叉二膦酸（HEDP）是包含P-C-P键的二膦酸盐,与HAP之间有很强的结合能力,且对多种金属离子具有很强的螯合能力。本文研究了HEDP/HAP混合体系、表面嫁接HEDP/HAP和整体掺杂HEDP/HAP复合材料对金属离子的吸附性能。主要研究内容如下:（1）研究了HEDP-HAP混合体系对铜离子和铅离子的吸附性能,探讨了HEDP和HAP的混合比例、溶液pH、金属离子的初始浓度、反应时间、反应温度等因素的影响,结果表明:当HEDP与HAP的混合比例分别为0.5:1和1:1时,对铜离子和铅离子具有最佳吸附性能,最大吸附量分别达到171.8 mg/g和1584 mg/g,单一的商品HAP对铜离子和铅离子的最大吸附量分别为40.32 mg/g和152.2 mg/g。（2）采用表面嫁接方法制备了HEDP-HAP复合材料,FTIR表征表明HEDP已成功嫁接到HAP表面,XRD结果表明表面嫁接后有新的晶相生成,HEDP的嫁接量分别为50%和100%时,对铜离子和铅离子具有最佳吸附性能,最大吸附量分别为168.9 mg/g和1521 mg/g。应用分子动力学模拟研究了HEDP和HAP的作用机理,分子动力学研究表明:HAP带正电荷的Ca2+与HEDP膦酸基团的带负电的O原子之间形成了离子键,HAP的PO43-基与HEDP的OH基团之间的H键增强了它们之间的亲和力。同时,以铜离子为例,采用基于密度泛函理论的Multifwn程序从理论上研究HEDP/HAP复合材料对金属离子的吸附机理。计算结果表明:静电势（ESP）和平均局部离子化能（ALIE）的极小值点基本集中在HEDP的膦酸基团上,说明膦酸基团的氧原子更容易供出孤对电子与金属离子形成离子键,同时HAP上的磷酸根与铜离子也有较强的相互作用,形成HAP-HEDP-Cu三元表面络合物而提高对铜离子的吸附。铜离子的吸附机理可能包括离子交换和三元表面络合物的形成。（3）采用整体掺杂法制备了HEDP-HAP杂化复合材料,XRD表征表明HEDP掺杂后的复合材料结晶度大大下降,成为无定型HAP。HEDP的掺杂量为20%时对铅、铜、锌、镉四种离子具有最佳吸附效果,最大吸附量分别为1893 mg/g,239.3 mg/g,254 mg/g和277mg/g,合成的HAP对四种离子的最大吸附量分别是998.5mg/g,97.1mg/g,105.3mg/g和133.5mg/g。XRD结果表明铅离子在HAP和HEDP/HAP上的的吸附包括溶解-沉淀及Ca10-xPbx（PO4）6（OH）2的生成,其它三种重金属离子吸附后没有形成新的晶相,它们的吸附机理包括离子交换和表面络合作用。
曾华[8]（2019）在《新型铁基-HAP复合材料的可控制备及其对地下水铀污染的吸附性能》文中进行了进一步梳理核能是具有发展前景的清洁能源,但在核燃料循环过程中,也会对地下水资源以及生态环境带来长期的重金属毒害和放射性危害隐患。渗透反应格栅技术是地下水污染修复最具有发展前景的技术,其中高效的吸附剂介质材料的制备是制约该技术广泛应用的关键因素。零价铁和羟基磷灰石具有吸附容量大、吸附和解吸速度快、吸附选择性高等优点,成为现阶段广泛使用的铀吸附材料。本论文用羟基磷灰石和多种纳米铁基材料进行功能化处理,制备铁基-HAP,探讨了制备条件、理化特征、铀吸附特性和吸附机理,并通过室内实验和数值模拟,研究铁基-HAP复合材料修复地下水铀污染效果和长效机制。（1）采用简易的液相还原法合成纳米零价铁和零价铁-羟基磷灰石复合材料,共沉淀法合成纳米四氧化三铁和四氧化三铁-羟基磷灰石复合材料。利用XRD、BET、SEM、TEM、FTIR和XPS等手段对各材料晶体结构、比表面积、表面形貌、官能团和化合价等进行了分析,并通过铀吸附实验从纳米HAP、Fe0、Fe0-HAP、Fe3O4和纳米Fe3O4-HAP中筛选出活性强、比表面积大,除铀性能更好的Fe0-HAP复合材料。研究了纳米Fe0-HAP复合材料投加量、溶液pH值、反应时间、温度、铀的初始浓度和其他共存离子等不同因素对除铀性能的影响,得出温度在25.0℃时,pH值为4.0,投加量0.020 g,初始铀浓度为40.0 mg·L-1溶液,反应150 min,Fe0-HAP复合材料吸附容量可达155.775 mg·g-1。共存离子对铀吸附影响研究表明,水溶液中Mn2+、CO32-与铀有一定的竞争吸附作用。准一级动力学、准二级动力学、Elovich模型、液膜扩散和粒子内扩散模型拟合分析显示,准二级动力学模型和Elovich适合于描述Fe0-HAP对铀的吸附过程,说明其吸附机理为化学吸附,吸附动力学可通过膜扩散和颗粒内扩散同时控制。Langmuir、Freundlich、Tempkin和D-R等温吸附模型拟合,发现复合材料对铀的吸附等温线符合Langmuir模型,说明Fe0-HAP复合材料吸附铀更趋近于均匀的单层吸附,其表面物理吸附和化学吸附共同影响铀的吸附过程。（2）以廉价易得和结构稳定的石英砂为基体,采用液相还原法将纳米羟基磷灰石和零价铁负载到石英砂的表面,从而形成石英砂负载零价铁-羟基磷灰石复合材料。研究复合材料粒径、投加量、水的pH值、反应时间、铀的初始浓度等因素对除铀性能的影响,表明粒径0.30～0.60 mm复合材料投加0.100 g、粒径0.60～1.18 mm复合材料投加0.1 g和粒径1.18～2.36 mm复合材料投加0.200 g,当铀浓度为10.0 mg·L-1,溶液pH值为4.0,反应时间为200 min时所对应的吸附量分别为8.194 mg·g-1、9.101 mg·g-1和4.149 mg·g-1。利用SEM、XRD和EDS等表征手段对复合材料晶体结构、表面形貌等分析表明,液相还原法成功地将纳米羟基磷灰石和零价铁负载到石英砂的表面。准一级动力学和准二级动力学模型拟合分析表明准二级动力学模型适合于描述复合材料对铀的吸附过程,其吸附机理主要为化学吸附。用Langmuir、Freundlich、Tempkin和D-R等温模型进行拟合,表明复合材料对铀的吸附符合Freundlich模型,说明复合材料吸附铀更趋近多分子层吸附,复合材料表面对铀存在两种吸附力,即物理吸附和零价铁、-PO3H2对铀的化学吸附,吸附过程以物理吸附为主。（3）为了研究石英砂负载零价铁-羟基磷灰石复合材料在地下水中除铀的工程应用效果,设计PRB动态柱试验。考察粒径、投加量、溶液pH值、铀的初始浓度对铀污染物在PRB中迁移的影响,复合材料单位吸附容量可达31.949mg·g-1。正交试验的极差分析结果表明,吸附量影响因素的主次顺序为材料填充量、进水铀溶液浓度、复合材料粒径和水力负荷。该试验的最优试验条件组合为石英砂负载Fe0-HAP复合材料粒径0.60～1.18 mm,填充量30.0 g,进水铀溶液浓度7.317 mg·L-1,水力负荷13.751 m3·m-2·d-1。方差计算和显着性分析结果表明,对吸附量来说复合材料的粒径、填充量、进水铀浓度和水力负荷四个因素的影响均为显着的。Thomas、Yoon-Nelson和Clark三种模型对复合材料动态柱穿透曲线进行拟合分析表明,Clark模型能很好地描述PRB动态柱对铀的吸附行为,印证了在地下水除铀工程应用中吸附机理属于多层吸附。（4）为了研究石英砂负载羟基磷灰石-零价铁复合材料在PRB工程应用中的长效性,在室内0.60～1.18 mm石英砂负载零价铁-羟基磷灰石复合材料PRB柱体实验成果基础上,运用数值模拟方法建立了基于GMS的水中铀运移模型。模拟计算结果表明,含铀水在长2 m、粒径0.60～1.18 mm石英砂负载零价铁-羟基磷灰石复合材料PRB柱体吸附材料达到吸附饱和所需时间约为22000 h,这为地下水中PRB技术去除铀的长效性和迁移规律研究提供理论依据。
王一帆[9]（2019）在《DOM对铅在黑土中吸附行为的影响与黑土中铅原位钝化》文中研究表明土壤是经济社会可持续发展的物质基础,关系着每个人的健康,而如今随着工业和农业的快速发展,土壤中的重金属污染已经越来越严重,已严重威胁着人类的健康和区域生态系统的平衡。土壤重金属污染问题日益受到人们的关注,为了保护人类健康和生态平衡,国务院已经出台和实施了国家行动计划“土十条”。重金属进入土壤环境中易发生迁移和转化,且重金属不能够被降解,了解重金属在土壤中迁移转化机制和如何修复重金属污染土壤,已为当今学者的研究重点,但土壤中的可溶性有机质对土壤吸附重金属的影响,以及多元污染物共存时土壤吸附特性等问题缺少科学报道。本研究通过前期的重金属污染场地调查,针对黑龙江省存在高风险的重金属污染场地,筛选出较为普遍的铅污染土壤,重点探明土壤可溶性有机质对土壤吸附铅特性的影响,以及与有机污染物共存时土壤吸附铅的特性影响。以生物炭、羟基磷灰石为供试钝化材料,探究钝化材料对土壤中Pb2+污染的钝化效果,并剖析了生物炭、羟基磷灰石对Pb2+的钝化作用和修复机理,使得钝化稳定化药剂在重金属污染土壤修复治理方面能充分发挥作用,本研究主要研究结果如下:（1）黑土吸附铅离子在240 min内达到吸附平衡,土壤吸附铅离子分为两个阶段,第一阶段为快速吸附,主要是由静电吸引与离子交换导致,土壤颗粒的表面一般是电负性的,带有正电的阳离子会被带有负电的土壤吸附,第二个阶段为慢吸的过程,主要是由于表面的吸附位点被铅离子所占据,铅离子进入土壤会随着水溶液中的离子在浓度梯度作用下向孔隙内扩散,然后进入土壤内部。黑土吸附铅离子等温吸附曲线符合Langmuir等温吸附模型,结果表明重金属铅离子在黑土吸附为单分子层吸附。考虑到在实际污染土壤中,不仅仅是由单一的污染物存在,往往是由两种或两种以上污染物同时存在,本文重点探究土壤吸附铅离子和亚甲基蓝共存时的吸附特性影响,分别选择初始浓度为50 mg/L,100 mg/L,250 mg/L铅离子和亚甲基蓝溶液,吸附平衡时间均在180 min内达到平衡。应用Langmuir竞争吸附模型来研究Pb2+和MB的竞争吸附问题,当溶液中有亚甲基蓝存在时,黑土吸附铅离子的吸附量明显降低,当溶液中有铅离子存在时,黑土吸附亚甲基蓝的吸附量也明显降低。在复合污染中,黑土对Pb2+和MB的吸附能力减弱,黑土吸附铅离子和亚甲基蓝的吸附量分别降低到65.96mg/g和222.36 mg/g。根据上述实验结果分析,当污染物同时存在时,由于铅离子和亚甲基蓝竞争吸附结合位点,使土壤吸附量相互降低。（2）土壤中可溶性有机质会使土壤的吸附容量增加,土壤+5 mL DOM和土壤+10 mL DOM对铅离子去除率分别为89.25%和94.43%,一部分铅离子不仅吸附在土壤表面,还有一部分与可溶性有机质发生络合,从而增加了铅离子的吸附量,结果表明土壤中可溶性有机质对铅离子在黑土中吸附起着重要的作用。应用三维荧光光谱、同步荧光光谱及二维荧光光谱来研究DOM与铅离子作用机理,三维荧光光谱结果表明DOM中存在四种物质,分别为香蛋白类、色氨酸类蛋白物质、腐殖酸类物质和富里酸类化合物。同步荧光光谱结果表明,腐殖酸和类蛋白物质是土壤中DOM的最主要组成物质,当铅离子的浓度逐渐增加时,可溶性有机质的荧光强度降低,为研究土壤可溶性有机质和重金属铅离子结合机制,对同步荧光数据进行Stern-Volmer线性拟合模型,腐殖酸和类蛋白物质的猝灭速率常数Kq分别为1.38×1011L/mol/S和3.93×1011L/mol/S,均高于最大散射碰撞猝灭常数,结果表明猝灭过程主要为静态猝灭。应用修正后Stern-Volmer方程,通过实验数值的拟合,计算出KA分别为0.58×103和0.51×103 L/mol,这表明的Pb2+和DOM的相互作用强烈。在此基础上,进行了结合位点进行拟合,对静态荧光猝灭过程进行了分析,腐殖酸和类蛋白物质的最大log Kb结合常数分别为6.89 L/mol和3 L/mol,腐殖酸类物质存在一类结合位点,蛋白质类物质有两类结合位点。通过二维荧光光谱分析,同步图谱结果表明346 nm和282 nm的两个峰反应方向是一致的。异步图谱表示随着Pb2+浓度的不断加入,腐殖酸和类蛋白物质结合的顺序为282 nm<346 nm。（3）利用秸秆为原料制备秸秆基生物炭进行钝化实验,通过前期实验条件的摸索,选择最佳生物炭用量150 mg进行静态吸附实验,在一定pH范围内,铅离子的去除率会随着pH的升高而增加,所以当pH=7.0时,生物炭吸附铅离子为最佳吸附环境。对污染土壤钝化剂量进行筛选,通过不同剂量生物炭的添加,当生物炭的投加量为100 mg时,铅离子的浸出浓度较低,钝化效果明显。生物炭吸附重金属铅离子的过程中,经过40 min后,生物炭吸附铅离子达到平衡,生物炭吸附铅离子符合拟二级动力学模型,生物炭吸附铅离子主要是表面化学吸附。吸附等温线符合Langmuir模型,生物炭吸附重金属为单分子层吸附。在钝化铅污染土壤的过程中,随着修复天数的不断增加,土壤中的重金属铅离子的浸出浓度逐渐降低,浸出铅离子从16.12 mg/L下降到0.598 mg/L,由于生物炭疏松多孔的结构以及表面含有丰富的官能团,生物炭钝化修复重金属铅土壤有较好的钝化效果。应用生物炭钝化修复重金属污染土壤,生物炭不仅与土壤中的重金属铅离子发生吸附,也会与土壤中可溶性有机质发生吸附。本文重点探讨了生物炭、土壤、可溶性有机质的关系,土壤吸附重金属会受到可溶性有机质种类、数量的影响,土壤可溶性有机质含量越多的土壤,土壤对污染物的吸附量就越大。DOM的存在,一是可以提高DOM和铅的结合能力,二是DOM可以被生物炭吸附,增加生物炭材料的吸附容量。（4）选用羟基磷灰石作为土壤钝化剂进行重金属土壤钝化实验,首先对实验条件进行优化,如钝化剂的用量、pH、时间等,对实验结果分析,羟基磷灰石吸附Pb2+的吸附机理主要是铅离子与HAP形成共价化合物或离子交换。通过等温线拟合,羟基磷灰石吸附Pb2+符合Langmuir模型,结果表明铅离子通过单分子层以不均匀的方式吸附在羟基磷灰石表面上。羟基磷灰石的添加比重增加,降低了水溶态、弱酸提取态、还原态和氧化态含量,转化为残渣态而变得稳定,因此羟基磷灰石有效降低了铅的活性,达到钝化目的。羟基磷灰石修复重金属污染土壤,重金属铅钝化效果明显。
邹徐俊[10]（2019）在《组合型层析配基的设计优化及抗体分离性能研究》文中进行了进一步梳理随着生物医药技术的发展,抗体药物在医药领域的应用越来越广泛。抗体药物的下游分离工艺作为抗体药物生产的重要环节在近年内发展较为缓慢。目前应用较广的蛋白A亲和层析介质在具有高亲和力和选择性的同时也存在抗体洗脱条件苛刻和配基易脱落等局限。本论文通过计算机模拟的方法研究蛋白A和抗体间的相互结合过程,分析蛋白A中关键氨基酸残基,设计构建高选择性的仿生短肽配基并结合疏水电荷诱导配基,研究开发具有高选择性及温和洗脱条件等特点的组合型抗体分离配基,为新型配基的设计和抗体分离提供新的思路和方法。首先通过分子动力学模拟研究了蛋白A和抗体Fc片段之间的结合模式,进一步通过自由能分解法,筛选出蛋白A配基上的热点残基,以及各个残基与Fc片段的相互作用能。在此基础上设计组合型配基FYQ-ABI（苯丙氨酸-酪氨酸-谷氨酰胺-5氨基苯并咪唑）。通过分子模拟的方法研究配基-蛋白间的相互作用以及结合模式。分子动力学模拟表明,配基在中性条件下能稳定地结合在Fc片段上,疏水相互作用和静电相互作用在结合过程中起到了重要的作用。以琼脂糖为基质制备了FYQ-ABI层析介质,考察介质的静态以及动态吸附分离性能。结果表明FYQ-ABI介质对hIgG表现出较强选择性,从hIgG/BSA混合蛋白溶液中分离hIgG,可以得到纯度超过99%的hIgG。优化配基偶联方法,制备高配基密度的FYQ-ABI介质。介质对hIgG的吸附能力随着配基密度的升高而越高。在pH 7.0的条件下,介质的动态载量可达到20.1 mg/mL介质。FYQ-ABI对hIgG有较高吸附量和较好的耐盐性,并且可以通过添加NaCl的方法来提高介质的选择性。用0.1 M NaOH测定配基稳定性时发现随着处理的时间延长,FYQ-ABI介质对hIgG的吸附量变化较小,但是HSA的吸附量急剧下降,进一步验证后发现FYQ-ABI配基上谷氨酰胺的酰胺基团在一定条件下会发生水解而提高配基的选择性。合成水解后的配基FYE-ABI（苯丙氨酸-酪氨酸-谷氨酸-5氨基苯并咪唑）,并偶联到琼脂糖基质上进行相关测试。在pH 7.0的条件下该配基具有最大饱和吸附容量91.5 mg/g介质。保留时间为2min的条件下,介质的hIgG动态载量可以达到22.3 mg/mL介质。考察不同洗脱pH对保留因子和洗脱收率的影响,结果表明抗体在pH 4.0～pH 5.0的条件下就能被有效地洗脱下来,可以作为后续分离的洗脱条件。进一步考察介质从HSA/hIgG混合蛋白和人血清中分离hIgG的能力,其中分离人血清的最优洗脱pH为4.5,此时hIgG的纯度和收率分别为93.9%和88.9%。
二、羟基磷灰石溶解度等温线的测定（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、羟基磷灰石溶解度等温线的测定（论文提纲范文）
（1）基于浊点分离体系提取纯化天然抗氧化剂（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 天然抗氧化剂 |
| 1.2.1 天然抗氧化剂成分提取研究进展 |
| 1.2.2 天然抗氧化剂成分分离研究进展 |
| 1.3 浊点分离的概述 |
| 1.3.1 浊点分离的原理 |
| 1.3.2 浊点分离的特点 |
| 1.3.3 浊点分离的应用 |
| 1.3.4 浊点分离的过程 |
| 1.3.5 浊点分离的影响因素 |
| 1.4 维生素B_(12) 的概述 |
| 1.4.1 维生素B_(12)的性质和用途 |
| 1.4.2 维生素B_(12)的药理学作用 |
| 1.5 维生素B2 的概述 |
| 1.5.1 维生素B_2的性质和用途 |
| 1.5.2 维生素B_2的药理学作用 |
| 1.6 黄芩苷的概述 |
| 1.6.1 黄芩苷的性质 |
| 1.6.2 黄芩苷的药理学作用 |
| 1.7 论文的选题意义和主要研究内容 |
| 1.7.1 论文的选题意义 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 第二章 4-羧基苯硼酸官能化壳聚糖/羟基磷灰石分离纯化维生素B_(12) |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器及设备 |
| 2.2.3 羟基磷灰石的制备 |
| 2.2.4 壳聚糖-羟基磷灰石的制备 |
| 2.2.5 苯硼酸改性壳聚糖-羟基磷灰石 |
| 2.2.6 吸附剂的表征方法 |
| 2.2.7 标准曲线的绘制 |
| 2.2.8 维生素B_(12) 的静态吸附 |
| 2.2.9 维生素B_(12)发酵液的分离与纯化 |
| 2.2.10 数据分析 |
| 2.3 吸附剂的表征 |
| 2.3.1 FT-IR分析 |
| 2.3.2 XRD分析 |
| 2.3.3 SEM分析 |
| 2.3.4 TGA分析 |
| 2.3.5 N_2 吸附-脱附分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 不同种类吸附剂对维生素B_(12)的吸附影响 |
| 2.4.2 吸附动力学研究 |
| 2.4.3 等温吸附模型的研究 |
| 2.4.4 不同pH值对吸附过程的影响 |
| 2.4.5 维生素B_(12)发酵液的分离与纯化 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 LDH/MOF-浊点分离体系分离纯化维生素B_2 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器及设备 |
| 3.2.3 Zn-Sn LDH的制备 |
| 3.2.4 LDH/MOF的制备 |
| 3.2.5 吸附剂的表征方法 |
| 3.2.6 标准曲线的绘制 |
| 3.2.7 维生素B_2 的静态吸附 |
| 3.2.8 维生素 B_2原液中维生素 B_2的分离和纯化 |
| 3.3 吸附剂的表征 |
| 3.3.1 FT-IR分析 |
| 3.3.2 XRD分析 |
| 3.3.3 SEM分析 |
| 3.3.4 TGA分析 |
| 3.3.5 N_2 吸附-脱附分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 吸附动力学研究 |
| 3.4.2 等温吸附模型的研究 |
| 3.4.3 不同pH值对吸附过程的影响 |
| 3.4.4 维生素B_2发酵液的分离与纯化 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 低共熔溶剂/表面活性剂体系分离纯化黄芩苷 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器及设备 |
| 4.2.3 绘制黄芩苷标准曲线 |
| 4.2.4 黄芩苷含量测定 |
| 4.2.5 DESs及提取参数对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.6 提取溶剂对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.7 含水量对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.8 料液比对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.9 提取温度对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.10 提取时间对黄芩苷提取量的影响 |
| 4.2.11 黄芩苷的分离与纯化 |
| 4.2.12 黄芩苷的回收和纯度测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 DESs与提取参数对提取效率的影响 |
| 4.3.2 DESs中黄芩苷的回收率 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:攻读硕士学位期间发表论文及科研成果 |
（2）煅烧-碳酸化改性白云石及其除磷除氟性能（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 磷和氟的污染及危害 |
| 1.1.1 污染物的理化性质 |
| 1.1.2 污染物的来源及危害 |
| 1.1.3 磷、氟污染治理研究的意义 |
| 1.2 含磷含氟废水的常用处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 电絮凝法 |
| 1.2.3 电渗析法 |
| 1.2.4 离子交换法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 白云石概述及研究进展 |
| 1.3.1 白云石概述 |
| 1.3.2 白云石研究进展 |
| 1.4 白云石煅烧-碳酸化循环捕获CO_2研究现状 |
| 1.5 本文研究意义、内容及方案 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 煅烧-碳酸化改性白云石及表征 |
| 2.1 实验仪器和试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验材料制备 |
| 2.2.1 材料预处理 |
| 2.2.2 煅烧白云石的碳酸化 |
| 2.2.3 材料表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 白云石原样纯度及成分分析 |
| 2.3.2 常温下碳酸化煅烧白云石XRD分析 |
| 2.3.3 高温下煅烧白云石碳酸化表征 |
| 2.3.4 SEM分析 |
| 2.3.5 BET分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 CCD除磷性能研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器及材料表征方法 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 固液比对除磷效果的影响 |
| 3.2.2 除磷动力学 |
| 3.2.3 吸附等温线 |
| 3.2.4 初始p H值对除磷效果的影响 |
| 3.2.5 反应热力学研究 |
| 3.3 去除机理分析 |
| 3.3.1 XRD分析 |
| 3.3.2 FTIR分析 |
| 3.3.3 XPS分析 |
| 3.3.4 TEM分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 除磷产物对氟的去除研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器及材料表征方法 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同除磷产物对F~-去除效果影响 |
| 4.2.2 反应动力学分析 |
| 4.2.3 初始p H值影响 |
| 4.2.4 等温平衡曲线研究 |
| 4.2.5 热力学研究 |
| 4.3 机理分析 |
| 4.3.1 XRD分析 |
| 4.3.2 XPS分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 CCD联合除磷除氟性能研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器及材料表征方法 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 磷浓度影响实验 |
| 5.2.2 固液比对实验影响 |
| 5.2.3 初始p H影响 |
| 5.2.4 吸附动力学 |
| 5.2.5 吸附等温线 |
| 5.2.6 热力学研究 |
| 5.3 机理分析 |
| 5.3.1 XRD分析 |
| 5.3.2 FTIR分析 |
| 5.3.3 XPS分析 |
| 5.4 .结论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（3）壳聚糖为载体的除磷吸附剂的制备及其性能的研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 磷存在形态及危害 |
| 1.3 除磷方法 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 结晶法 |
| 1.3.3 化学沉淀法 |
| 1.3.4 电絮凝法 |
| 1.3.5 吸附法 |
| 1.4 除磷吸附剂的研究进展 |
| 1.4.1 金属氧化物和金属氢氧氧化物 |
| 1.4.2 天然矿物及其改性 |
| 1.4.3 碳基材料及其改性 |
| 1.4.4 有机高分子聚合物及其改性 |
| 1.5 选题思路及研究内容 |
| 第二章 γ-AlOOH@CS的制备及其回收废水中P的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要试剂及仪器 |
| 2.2.2 γ-AlOOH@CS的制备 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.2.4 吸附试验 |
| 2.2.5 吸附剂后处理试验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.0 Al负载量对吸附效果的影响 |
| 2.3.1 γ-AlOOH@CS的表征 |
| 2.3.2 γ-AlOOH@CS对P的吸附性能 |
| 2.3.3 吸附剂后处理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 La(OH)_3@MIPN制备及其对P的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要试剂和仪器 |
| 3.2.2 MIPN和La(OH)_3@MIPN的制备 |
| 3.2.3 材料表征 |
| 3.2.4 吸附试验 |
| 3.2.5 解吸试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 La(OH)_3@MIPN制备条件优化 |
| 3.3.2 吸附剂表征 |
| 3.3.3 La(OH)_3@MIPN对P的吸附性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 缩写名词表 |
| 致谢 |
| 研究生期间发表论文情况 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（4）新型硬硅钙石的制备及其对重金属和氟离子的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属和氟化物的污染现状 |
| 1.2.1 重金属污染现状 |
| 1.2.2 氟化物的污染现状 |
| 1.3 水中重金属和氟化物的处理技术 |
| 1.3.1 水中重金属的处理技术 |
| 1.3.2 含氟废水的处理技术 |
| 1.4 常用矿物吸附材料的研究现状 |
| 1.4.1 羟基磷灰石(HAP) |
| 1.4.2 粘土矿 |
| 1.4.3 沸石 |
| 1.4.4 水合硅酸钙(C-S-H) |
| 1.5 硬硅钙石吸附材料的合成方法 |
| 1.5.1 水热法 |
| 1.5.2 模板法 |
| 1.5.3 微波辅助法 |
| 1.6 论文选题的目的和意义 |
| 1.7 本论文的主要研究内容 |
| 第2章 掺钠硬硅钙石的制备及其对含重金属离子和氟离子废水的吸附研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要仪器 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 硬硅钙石和掺钠硬硅钙的制备 |
| 2.1.4 制备硬硅钙石材料掺钠量的优化 |
| 2.1.5 样品的表征 |
| 2.1.6 实验内容 |
| 2.2 CSH和 NaCSH结果讨论 |
| 2.2.1 CSH和 NaCSH的表征 |
| 2.2.2 CSH和 NaCSH的溶解性 |
| 2.2.3 pH值对CSH和 NaCSH材料的吸附效果影响 |
| 2.2.4 CSH和 NaCSH材料用量对吸附效果影响 |
| 2.2.5 作用时间对CSH和 NaCSH材料的吸附效果影响 |
| 2.2.6 污染物初始浓度对CSH和 NaCSH材料的吸附效果影响 |
| 2.2.7 CSH和 NaCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和 F~-离子的吸附等温线研究 |
| 2.2.8 CSH和 NaCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和 F~-离子的吸附动力学研究 |
| 2.2.9 CSH和 NaCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和 F~-离子的吸附热力学研究 |
| 2.2.10 NaCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和F~-离子的吸附机理 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 掺钠硬硅钙石对重金属离子和氟离子吸附理论计算研究 |
| 3.1 第一性原理 |
| 3.2 密度泛函理论 |
| 3.2.1 Hohenberg-Kohn理论 |
| 3.2.2 Kohn-Sham理论 |
| 3.2.3 交换相关能量泛函 |
| 3.3 建模过程 |
| 3.4 结果讨论 |
| 3.4.1 几何结构 |
| 3.4.2 NaCSH取代能 |
| 3.4.3 NaCSH的吸附能 |
| 3.4.4 电子结构 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 掺铝硬硅钙石的制备及其对含重金属离子和氟离子废水的吸附性能研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要仪器 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 掺铝硬硅钙石的制备 |
| 4.1.4 制备硬硅钙石掺铝量的优化 |
| 4.1.5 样品的表征方法 |
| 4.1.6 实验内容 |
| 4.2 AlCSH结果讨论 |
| 4.2.1 AlCSH样品表征 |
| 4.2.2 AlCSH的溶解性 |
| 4.2.3 pH值对AlCSH材料的吸附效果影响 |
| 4.2.4 AlCSH材料用量对吸附效果影响 |
| 4.2.5 作用时间对AlCSH材料的吸附效果影响 |
| 4.2.6 污染物初始浓度对AlCSH材料的吸附效果影响 |
| 4.2.7 AlCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和F~-离子的吸附等温线研究 |
| 4.2.8 AlCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和F~-离子的吸附动力学研究 |
| 4.2.9 AlCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和F~-离子的吸附热力学研究 |
| 4.2.10 AlCSH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)和F~-离子的吸附机理 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 有机应荧光小分子修饰硬硅钙石对重金属离子的吸附性能研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 主要仪器 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.1.3 材料的制备 |
| 5.1.4 样品的表征 |
| 5.1.5 实验内容 |
| 5.2 结果讨论 |
| 5.2.1 CSH-COUSH的结构表征 |
| 5.2.2 pH值对CSH-COUSH材料的吸附效果影响 |
| 5.2.3 作用时间对CSH-COUSH材料的吸附效果影响 |
| 5.2.4 不同温度下Hg~(2+)初始浓度对CSH-COUSH材料的吸附效果影响 |
| 5.2.5 CSH-COUSH对 Hg~(2+)离子的吸附等温线研究 |
| 5.2.6 CSH-COUSH对 Hg~(2+)离子的吸附动力学研究 |
| 5.2.7 CSH-COUSH对 Hg~(2+)离子的吸附热力学研究 |
| 5.2.8 CSH-COUSH对 Hg~(2+)离子的吸附机理 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 全文总结 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间取得的成果 |
| 一、科研论文 |
| 二、国家发明专利 |
| 致谢 |
（5）纳米晶纤维素/羟基磷灰石纳米复合材料合成及吸附盐酸金霉素性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 抗生素污染来源及处理方法 |
| 1.2.1 水环境中抗生素的来源分布 |
| 1.2.2 抗生素污染对环境及人体健康的影响 |
| 1.2.3 抗生素污染治理方法 |
| 1.3 羟基磷灰石复合材料的概述 |
| 1.3.1 羟基磷灰石的结构与特点 |
| 1.3.2 羟基磷灰石复合材料的制备 |
| 1.3.3 羟基磷灰石复合材料的应用进展 |
| 1.4 纳晶纤维素的概述及其应用进展 |
| 1.4.1 纳晶纤维素概述 |
| 1.4.2 纳晶纤维素的应用 |
| 1.5 盐酸金霉素概述 |
| 1.5.1 简介 |
| 1.5.2 化学结构 |
| 1.5.3 物理性质 |
| 1.5.4 化学性质 |
| 1.6 论文研究意义及主要内容 |
| 1.6.1 论文研究意义 |
| 1.6.2 论文主要内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验设备及试剂 |
| 2.1.1 实验设备及仪器 |
| 2.1.2 实验原料及试剂 |
| 2.2 实验表征方法 |
| 2.2.1 X射线粉末衍射(XRD) |
| 2.2.2 傅立叶红外光谱分析(FT-IR) |
| 2.2.3 热性能分析(TGA) |
| 2.2.4 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.5 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.2.6 N_2吸附-脱附等温线分析(BET) |
| 2.2.7 紫外-可见分光光度法分析(UV-Vis) |
| 2.3 吸附机理的分析方法 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 吸附等温线模型 |
| 2.3.3 吸附热力学 |
| 第三章 吸附剂的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 吸附剂制备条件的考察 |
| 3.2.1 考察纳晶纤维素与羟基磷灰石质量比的影响 |
| 3.2.2 考察pH的影响 |
| 3.2.3 考察温度的影响 |
| 3.3 吸附剂的表征 |
| 3.3.1 X射线粉末衍射(XRD) |
| 3.3.2 傅立叶红外光谱分析(FT-IR) |
| 3.3.3 热性能分析(TGA) |
| 3.3.4 表观形貌的分析 |
| 3.3.5 N_2吸附-脱附等温线分析(BET) |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 羟基磷灰石/纳晶纤维素复合材料对盐酸金霉素吸附性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验部分 |
| 4.2.1 标准曲线的绘制 |
| 4.2.2 吸附容量的计算 |
| 4.2.3 吸附条件的选取 |
| 4.3 吸附动力学 |
| 4.3.1 平衡曲线 |
| 4.3.2 动力学研究 |
| 4.4 吸附等温线分析 |
| 4.4.1 吸附等温线 |
| 4.4.2 吸附等温线拟合 |
| 4.5 吸附热力学 |
| 4.6 吸附溶液pH的影响 |
| 4.7 脱附实验 |
| 4.8 机理分析 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（6）溶解性有机质对磁性纳米羟基磷灰石吸附Cd（Ⅱ）的影响及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 去除水中重金属离子的主要方法 |
| 1.1.1 水环境中的重金属污染 |
| 1.1.2 水溶液中Cd(Ⅱ)的去除方法简介 |
| 1.1.3 HAP对重金属的吸附机理 |
| 1.2 HAP/γ-Fe_2O_3 的研究现状 |
| 1.2.1 HAP/γ-Fe_2O_3 的制备方法 |
| 1.2.2 影响HAP/γ-Fe_2O_3 吸附重金属的因素 |
| 1.2.3 HAP/γ-Fe_2O_3 的改性 |
| 1.3 溶解性有机质对HAP/γ-Fe_2O_3 吸附重金属的影响 |
| 1.3.1 溶解性有机质及其性质 |
| 1.3.2 真实水体中的溶解性有机质含量 |
| 1.3.3 溶解性有机质对吸附重金属的影响 |
| 1.4 研究目标与内容 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验储备液的配制 |
| 2.4 TA、FA、HA和 Cd(Ⅱ)的标准曲线 |
| 2.5 实验设计 |
| 2.5.1 吸附剂的制备与表征 |
| 2.5.2 HAP/γ-Fe_2O_3与HA/FA/TA的相互作用实验 |
| 2.5.3 HA/FA/TA改性HAP/γ-Fe_2O_3对Cd(Ⅱ)吸附行为的研究 |
| 2.6 吸附理论模型 |
| 2.6.1 吸附量和去除率 |
| 2.6.2 吸附等温线模型 |
| 2.6.3 吸附动力学 |
| 2.6.4 吸附热力学 |
| 2.7 数据分析 |
| 第3章 HAP/γ-Fe_2O_3对HA、FA、TA的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 HAP/γ-Fe_2O_3对HA、FA、TA的吸附实验 |
| 3.2.1 溶液pH对 HAP/γ-Fe_2O_3 吸附HA、FA、TA的影响 |
| 3.2.2 共存阳离子对HAP/γ-Fe_2O_3 吸附HA、FA、TA效果的影响 |
| 3.2.3 吸附时间对吸附量的影响 |
| 3.2.4 吸附剂投加量对吸附效果的影响 |
| 3.2.5 吸附动力学分析 |
| 3.2.6 吸附等温线 |
| 3.2.7 热力学分析 |
| 3.3 吸附机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 HA、FA、TA对 HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同影响因素对HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.2.1 吸附时间对HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.2.2 pH对 HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.2.3 共存阳离子强度对HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.2.4 吸附动力学分析 |
| 4.2.5 吸附等温线 |
| 4.2.6 热力学分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 HA/FA/TA改性HAP/γ-Fe_2O_3对Cd(Ⅱ)吸附行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 改性HAP/γ-Fe_2O_3 的制备与表征 |
| 5.2.1 改性HAP/γ-Fe_2O_3 的制备 |
| 5.2.2 改性HAP/γ-Fe_2O_3的X射线衍射分析 |
| 5.2.3 改性HAP/γ-Fe_2O_3 的红外光谱分体 |
| 5.3 未改性与改性HAP/γ-Fe_2O_3对Cd(Ⅱ)吸附能力对比 |
| 5.4 HA、FA、TA改性HAP/γ-Fe_2O_3 吸附Cd(Ⅱ)的研究 |
| 5.4.1 吸附时间的影响 |
| 5.4.2 pH的影响 |
| 5.4.3 共存阳离子的影响 |
| 5.4.4 吸附动力学 |
| 5.4.5 吸附等温线 |
| 5.5 吸附机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与研究展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究特色与创新性 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的研究论文及申请的专利 |
| 致谢 |
（7）不同类型的HEDP/HAP复合材料对水中重金属离子的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 环境水体中铜、铅的污染 |
| 1.1.1 水体中铜、铅的来源 |
| 1.1.2 水体中铜、铅的危害 |
| 1.1.3 水体中重金属污染的治理方法及环境矿物材料 |
| 1.2 羟基磷灰石 |
| 1.2.1 羟基磷灰石的结构 |
| 1.2.2 羟基磷灰石的制备 |
| 1.2.3 羟基磷灰石吸附废水中重金属的研究进展 |
| 1.3 羟基乙叉二膦酸以及对羟基磷灰石吸附废水中重金属离子的影响 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验材料、仪器与分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 溶液中重金属离子的浓度测定 |
| 2.3 材料的制备 |
| 2.3.1 表面嫁接HEDP的HEDP/HAP复合材料的制备 |
| 2.3.2 制备HAP和整体掺杂法制备HEDP/HAP纳米杂化复合材料 |
| 2.4 表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱 |
| 2.4.2 X射线衍射 |
| 2.4.3 X射线能谱 |
| 2.4.4 扫描电镜 |
| 3 不同比例的HEDP与HAP混合吸附体系对铜和铅的吸附性能研究 |
| 3.1 样品表征 |
| 3.1.1 FTIR分析 |
| 3.1.2 XRD分析 |
| 3.1.3 SEM和EDS分析 |
| 3.2 HEDP-HAP混合体系吸附Cu~(2+) |
| 3.2.1 不同比例HEDP-HAP杂化物对Cu~(2+)吸附的影响 |
| 3.2.2 铜离子初始浓度对吸附性能的影响 |
| 3.2.3 溶液pH对吸附Cu~(2+)的影响 |
| 3.2.4 接触时间对铜离子吸附性能的影响 |
| 3.2.5 吸附等温线模型研究 |
| 3.2.6 吸附动力学 |
| 3.2.7 温度对吸附铜离子的影响 |
| 3.2.8 吸附热力学研究 |
| 3.3 HEDP-HAP混合体系吸附Pb~(2+) |
| 3.3.1 铅初始浓度对吸附性能的影响 |
| 3.3.2 接触时间对吸附性能的影响 |
| 3.3.3 温度对吸附性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 表面嫁接HEDP的HEDP/HAP复合材料对重金属的吸附研究 |
| 4.1 样品表征 |
| 4.1.1 FTIR分析 |
| 4.1.2 XRD分析 |
| 4.1.3 SEM分析 |
| 4.2 表面嫁接HEDP的HEDP/HAP复合材料对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.2.1 接触时间对吸附Cu~(2+)性能的影响 |
| 4.2.2 吸附动力学 |
| 4.2.3 Cu~(2+)溶液的温度和初始浓度对吸附性能的影响 |
| 4.2.4 吸附等温线模型研究 |
| 4.2.5 pH对吸附性能的研究 |
| 4.3 表面嫁接HEDP的HEDP-HAP复合材料对Pb~(2+)的吸附研究 |
| 4.3.1 接触时间对吸附Pb~(2+)性能的影响 |
| 4.3.2 Pb~(2+)溶液的温度和初始浓度对吸附性能的影响 |
| 4.4 作用机理的理论研究 |
| 4.4.1 HEDP和HAP相互作用的分子动力学研究 |
| 4.4.2 HEDP/HAP复合材料对金属离子吸附机理的密度泛函理论研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 合成HAP和掺杂HEDP的HEDP-HAP复合材料对四种重金属离子的吸附研究 |
| 5.1 材料的选择和表征 |
| 5.1.1 不同掺杂量HEDP/HAP复合材料对四种金属离子的吸附性能 |
| 5.1.2 FTIR分析 |
| 5.1.3 XRD分析 |
| 5.1.4 SEM分析 |
| 5.2 HAP和掺杂HEDP的HEDP-HAP复合材料对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 5.2.1 Cu~(2+)溶液初始浓度对吸附性能的影响 |
| 5.2.2 吸附等温线模型研究 |
| 5.2.3 吸附时间对吸附性能的影响 |
| 5.2.4 吸附动力学研究 |
| 5.2.5 pH对吸附Cu~(2+)性能的影响 |
| 5.3 HAP和掺杂HEDP的HEDP-HAP复合材料对Pb~(2+)的吸附研究 |
| 5.3.1 Pb~(2+)溶液初始浓度对吸附性能的影响 |
| 5.3.2 吸附时间对吸附性能的影响 |
| 5.3.3 pH对吸附Pb~(2+)性能的影响 |
| 5.3.4 吸附等温方程拟合 |
| 5.3.5 动力学拟合 |
| 5.4 HAP和掺杂HEDP的HEDP-HAP复合材料对Zn~(2+)和Cd~(2+)的吸附研究 |
| 5.4.1 Zn~(2+)初始浓度对吸附性能的影响 |
| 5.4.2 吸附等温方程拟合 |
| 5.4.3 pH对吸附Zn~(2+)性能的影响 |
| 5.4.4 Cd~(2+)初始浓度对吸附性能的影响 |
| 5.4.5 等温吸附线方程拟合 |
| 5.4.6 pH对吸附Cd~(2+)性能的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）新型铁基-HAP复合材料的可控制备及其对地下水铀污染的吸附性能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 地下水铀污染修复技术 |
| 1.2.1 地下水污染修复技术 |
| 1.2.2 铀污染水处理工艺 |
| 1.2.3 铁基材料修复铀污染地下水的应用研究 |
| 1.2.4 羟基磷灰石除铀的应用研究 |
| 1.3 研究意义、研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 纳米Fe0-HAP复合材料去除铀的性能和机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料及设备 |
| 2.2.2 实验材料制备 |
| 2.2.3 材料性能测试表征方法 |
| 2.2.4 吸附性能测试 |
| 2.2.5 铀测定与计算方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料表征 |
| 2.3.2 吸附性能分析 |
| 2.4 机理研究 |
| 2.4.1 吸附前后材料表征 |
| 2.4.2 反应机制探讨 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 石英砂负载Fe0-HAP复合材料去除铀的性能和机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂及设备 |
| 3.2.2 石英砂负载零价铁-羟基磷灰石复合材料的制备 |
| 3.2.3 材料表征 |
| 3.2.4 吸附性能 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 表征结果 |
| 3.3.2 性能分析 |
| 3.3.3 吸附动力学研究 |
| 3.3.4 吸附等温线研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PRB动态柱吸附实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂及仪器 |
| 4.2.2 动态正交吸附性能实验 |
| 4.2.3 PRB动态柱吸附试验数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 穿透曲线分析 |
| 4.3.2 正交实验分析 |
| 4.4 动态吸附模型 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 铀在铁基复合材料PRB动态柱中迁移数值模拟及预测 |
| 5.1 铀在PRB动态柱中迁移模型 |
| 5.1.1 概念模型 |
| 5.1.2 数学模型 |
| 5.2 参数的确定 |
| 5.3 模型参数的设置 |
| 5.4 数值模拟结果与讨论 |
| 5.4.1 数值模拟结果 |
| 5.4.2 模型验证 |
| 5.4.3 数值模拟预测 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）DOM对铅在黑土中吸附行为的影响与黑土中铅原位钝化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 土壤典型重金属铅污染概述 |
| 1.1.1 我国土壤重金属铅污染现状 |
| 1.1.2 土壤铅的环境背景值与来源 |
| 1.1.3 重金属铅在土壤中的迁移转化 |
| 1.1.4 铅在土壤中的危害 |
| 1.2 可溶性有机质 |
| 1.2.1 东北黑土 |
| 1.2.2 可溶性有机质定义 |
| 1.2.3 可溶性有机质来源及特性 |
| 1.2.4 可溶性有机质对土壤吸附重金属的影响 |
| 1.3 土壤对重金属铅离子吸附研究 |
| 1.3.1 土壤对重金属铅吸附的研究进展 |
| 1.3.2 土壤对重金属铅的吸附模型 |
| 1.4 重金属污染土壤原位钝化修复技术 |
| 1.4.1 重金属土壤污染修复方法 |
| 1.4.2 钝化稳定化定义 |
| 1.4.3 钝化剂修复机理 |
| 1.5 课题的来源和主要研究内容及意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 主要研究内容和意义及技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 药品试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 供试土壤 |
| 2.1.4 模拟铅污染土壤 |
| 2.1.5 土壤可溶性有机质的提取 |
| 2.1.6 钝化剂的制备 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 可溶性有机质对黑土吸附铅离子影响 |
| 2.2.2 可溶性有机质对黑土吸附多重污染物特性影响 |
| 2.2.3 生物炭钝化修复铅污染土壤 |
| 2.2.4 羟基磷灰石修复铅污染土壤 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 黑土吸附铅离子的动力学实验 |
| 2.3.2 黑土吸附铅离子和亚甲基蓝复合污染吸附实验 |
| 2.3.3 生物炭吸附土壤中可溶性有机质吸附实验 |
| 2.3.4 生物炭钝化重金属铅污染土壤 |
| 2.3.5 羟基磷灰石钝化重金属铅污染土壤 |
| 2.3.6 三维荧光与同步荧光光谱分析测试 |
| 2.3.7 2D-COS分析测试 |
| 2.3.8 平行因子分析 |
| 2.3.9 土壤不同形态重金属的提取方法 |
| 2.3.10 浸出重金属浓度测试 |
| 2.3.11 其他测试方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 可溶性有机质对黑土吸附重金属铅离子的影响 |
| 3.1.1 黑土可溶性有机质存在下吸附Pb~(2+)动力学 |
| 3.1.2 可溶性有机质影响Pb~(2+)在黑土吸附动力学拟合 |
| 3.1.3 可溶性有机质影响Pb~(2+)在黑土等温吸附曲线 |
| 3.1.4 可溶性有机质三维荧光光谱 |
| 3.1.5 平行因子分析 |
| 3.1.6 有机质组分变化 |
| 3.1.7 土壤可溶性有机质同步荧光光谱 |
| 3.1.8 同步猝灭机理分析 |
| 3.1.9 二维同步图谱分析 |
| 3.2 可溶性有机质对铅和亚甲基蓝在黑土中竞争吸附影响 |
| 3.2.1 黑土吸附铅离子与亚甲基蓝动力学 |
| 3.2.2 黑土吸附铅离子与亚甲基蓝等温线 |
| 3.2.3 可溶性有机质与铅离子和亚甲基蓝的三维荧光光谱 |
| 3.2.4 同步荧光光谱与猝灭机理 |
| 3.2.5 同步荧光二维图谱分析 |
| 3.2.6 土壤DOM与铅离子和亚甲基蓝红外光谱 |
| 3.2.7 二维红外图谱分析 |
| 3.3 生物炭钝化修复重金属铅污染土壤 |
| 3.3.1 秸秆基生物炭表征 |
| 3.3.2 秸秆基生物炭用量对去除效率的影响 |
| 3.3.3 铅溶液的初始pH对吸附效率的影响 |
| 3.3.4 吸附时间对吸附效率的影响 |
| 3.3.5 秸秆基生物炭吸附铅离子动力学 |
| 3.3.6 秸秆基生物炭吸附铅离子等温线 |
| 3.3.7 秸秆基生物炭修复铅污染土壤效果分析 |
| 3.3.8 生物炭吸附土壤中DOM动力学 |
| 3.3.9 生物炭吸附土壤DOM等温线 |
| 3.3.10 生物炭吸附土壤DOM 3D-EEM荧光光谱分析 |
| 3.3.11 生物炭吸附有机质3D-EEM平行因子分析 |
| 3.3.12 生物炭吸附土壤DOM同步荧光光谱分析 |
| 3.3.13 生物炭吸附土壤DOM二维光谱分析 |
| 3.3.14 土壤DOM影响生物炭钝化铅吸附动力学 |
| 3.3.15 土壤DOM影响生物炭吸附铅离子等温线 |
| 3.3.16 DOM对生物炭吸附铅的三维荧光光谱 |
| 3.4 羟基磷灰石钝化修复重金属铅污染土壤 |
| 3.4.1 羟基磷灰石材料表征 |
| 3.4.2 羟基磷灰石钝化土壤修复条件 |
| 3.4.3 吸附时间对吸附效率的影响 |
| 3.4.4 吸附动力学 |
| 3.4.5 吸附等温线 |
| 3.4.6 羟基磷灰石钝化铅污染土壤形态变化 |
| 3.4.7 羟基磷灰石钝化铅污染土壤浸出液随时间变化关系 |
| 3.4.8 羟基磷灰石钝化修复土壤机理 |
| 4 讨论 |
| 4.1 重金属铅离子与有机污染物亚甲基蓝在土壤中的吸附特性 |
| 4.2 可溶性有机质影响黑土吸附重金属铅离子 |
| 4.3 可溶性有机质与重金属铅结合机制 |
| 4.4 生物炭钝化铅污染土壤效果 |
| 4.5 可溶性有机质影响生物炭钝化铅污染土壤 |
| 4.6 羟基磷灰石钝化铅污染土壤 |
| 5 结论 |
| 5.1 本研究的主要结论 |
| 5.2 本研究主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（10）组合型层析配基的设计优化及抗体分离性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 抗体结构及其功能 |
| 1.3 抗体的分离纯化 |
| 1.3.1 抗体的分离过程 |
| 1.3.2 非层析法 |
| 1.3.3 层析法 |
| 1.4 蛋白A替代配基 |
| 1.4.1 疏水电荷诱导配基 |
| 1.4.2 短肽仿生配基 |
| 1.5 本文的研究思路 |
| 第二章 组合型配基的设计及初步评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 分子模型和分子模拟 |
| 2.2.1 分子模型 |
| 2.2.2 分子对接 |
| 2.2.3 分子动力学模拟 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 试剂与仪器 |
| 2.3.2 介质制备 |
| 2.3.3 吸附等温线测定 |
| 2.3.4 动态吸附载量测定 |
| 2.3.5 混合蛋白分离性能 |
| 2.3.6 SEC-HPLC分析纯度和收率 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 蛋白A热点残基及结合模式分析 |
| 2.4.2 组合型配基设计及分子模拟 |
| 2.4.3 层析介质制备及吸附等温线 |
| 2.4.4 动态载量 |
| 2.4.5 混合蛋白分离 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 介质制备方法优化及抗体吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 介质制备方法优化 |
| 3.2.3 吸附等温线测定 |
| 3.2.4 动态载量测定 |
| 3.2.5 介质重复性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 介质制备方法优化 |
| 3.3.2 FYQ-ABI介质的静态吸附性能 |
| 3.3.3 FYQ-ABI介质的动态吸附性能 |
| 3.3.4 FYQ-ABI介质的稳定性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 配基的氨基酸替换及其分离性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 组合型层析介质的制备 |
| 4.2.3 吸附等温线测定 |
| 4.2.4 动态载量测定 |
| 4.2.5 保留因子和洗脱收率 |
| 4.2.6 层析分离优化 |
| 4.2.7 SEC-HPLC分析纯度和收率 |
| 4.2.8 SDS-PAGE分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 FYE-ABI介质吸附等温线 |
| 4.3.2 FYE-ABI介质的动态吸附性能 |
| 4.3.3 FYE-ABI介质洗脱性能测定 |
| 4.3.4 FYE-ABI介质混合蛋白分离应用 |
| 4.3.5 FYE-ABI介质人血清的层析分离应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
四、羟基磷灰石溶解度等温线的测定（论文参考文献）
- [1]基于浊点分离体系提取纯化天然抗氧化剂[D]. 李叶惠. 江南大学, 2021(01)
- [2]煅烧-碳酸化改性白云石及其除磷除氟性能[D]. 王凌凯. 合肥工业大学, 2021(02)
- [3]壳聚糖为载体的除磷吸附剂的制备及其性能的研究[D]. 马培根. 北京化工大学, 2020(02)
- [4]新型硬硅钙石的制备及其对重金属和氟离子的吸附性能研究[D]. 唐文清. 湘潭大学, 2020(12)
- [5]纳米晶纤维素/羟基磷灰石纳米复合材料合成及吸附盐酸金霉素性能研究[D]. 晋艳茹. 昆明理工大学, 2020(05)
- [6]溶解性有机质对磁性纳米羟基磷灰石吸附Cd（Ⅱ）的影响及机理研究[D]. 沈校校. 南京师范大学, 2020(03)
- [7]不同类型的HEDP/HAP复合材料对水中重金属离子的吸附性能研究[D]. 董林. 南京理工大学, 2020(01)
- [8]新型铁基-HAP复合材料的可控制备及其对地下水铀污染的吸附性能[D]. 曾华. 南昌大学, 2019(01)
- [9]DOM对铅在黑土中吸附行为的影响与黑土中铅原位钝化[D]. 王一帆. 东北农业大学, 2019(09)
- [10]组合型层析配基的设计优化及抗体分离性能研究[D]. 邹徐俊. 浙江大学, 2019(03)