一、Zr、Hf在水合氧化铁上的吸附实验研究（论文文献综述）
夏明鸿[1]（2020）在《无定型铝镧氢氧化物的制备及其对氟离子的吸附性能》文中认为氟为人体必需元素,但水中过高氟离子浓度亦会对人体健康造成危害。本文以金属基吸附剂为研究对象,采用共沉淀法以六水合氯化铝和七水合氯化镧为材料制备纳米级铝-镧氢氧化物（HAL）吸附剂,在载体壳聚糖的负载下制备毫米级铝-镧氢氧化物凝胶球（CS-HAL）吸附剂,并对其进行微观结构表征以及吸附性能实验研究。主要成果归纳如下:（1）通过共沉淀法,制备纳米级铝-镧氢氧化物吸附剂（HAL）,经过XRD、TEM和BET表征发现,吸附剂HAL为无规则型纳米颗粒,且为无定形结构并具有较大的比表面积,能为氟离子提供丰富的活性位点;FTIR与Zeta电位分析结果表明,在p H<7.5时对氟离子的吸附机理为离子交换作用和静电吸引协同作用,p H>7.5时,为离子交换作用。吸附剂HAL在吸附4 h时达到吸附平衡,最大吸附量为127.4 mg/g。（2）采用包埋法制备毫米级铝-镧氢氧化物凝胶球（CS-HAL）并对其进行表征分析。XRD与SEM表明CS-HAL为无定形结构,表面负载不规则HAL颗粒,且包覆表面的壳聚糖是连续均一的并具有孔道。实验结果表明,吸附剂CS-HAL最大吸附量达到35.6 mg/g,且体系中的壳聚糖只具有负载吸附剂HAL的作用,不参与吸附过程,经过4次循环稳定性实验研究,吸附量仅下降14.3%。
张传巧[2]（2020）在《新型镧锰复合氧化物制备及其去除水中锑的研究》文中研究指明锑的毒性大,与砷相似,Sb（Ⅲ）的毒性是Sb（Ⅴ）的10倍。近些年来,由于自然作用和一些人为活动,使得部分锑进入水环境,造成水体锑污染,危害公众健康。锑污染问题是亟待解决的全球性环境问题之一,受到研究者的广泛关注。在除锑技术中,吸附法因其操作简单、高效等优点备受关注。金属氧化物类对锑的吸附较之炭质类及矿物类等以较高的吸附容量脱颖而出。而且,复合金属氧化物比单一金属氧化物具有更好的吸附性能。随着水体锑污染的日趋严重,开发新型的高吸附容量且同时能去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的吸附材料至关重要。本研究旨在结合锰氧化物的氧化性与镧氧化物对阴离子吸附能力强的优点,制备镧锰复合氧化物吸附去除水中锑。通过FTIR、EDS-Mapping、XPS等技术对镧锰复合氧化物吸附锑前后表征。考察了镧锰复合氧化物对Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的吸附性能;探究了镧锰复合氧化物对水体中Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的去除机制。主要研究结果如下:（1）镧锰复合氧化物粒径范围为50—100 nm,具有较高的比表面积(180.4m2·g-1),等电点为6.0左右,材料表面有丰富的金属羟基,材料中Mn主要以Mn（IV）的形式存在。（2）准二级动力学模型能更好的描述镧锰复合氧化物对Sb（Ⅲ）、50%Sb（Ⅲ）+50%Sb（Ⅴ）、Sb（Ⅴ）吸附动力学过程,其吸附类型为化学吸附。吸附等温线模型更符合F模型,吸附反应为多分子层吸附,镧锰复合氧化物对Sb（Ⅲ）、50%Sb（Ⅲ）+50%Sb（Ⅴ）、Sb（Ⅴ）的最大吸附容量分别为282.95mg·g-1、220.57mg·g-1、134.04 mg·g-1。溶液pH值为3—6时,随着pH值上升,对Sb（Ⅲ）去除率逐渐上升,pH值继续升高至8时,对Sb（Ⅲ）去除率逐渐下降;pH值由3升至4时,镧锰复合氧化物对Sb（Ⅴ）去除率逐渐上升,pH值继续上升,对Sb（Ⅴ）去除率逐渐下降。离子强度对Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的吸附影响不大,共存阴离子PO43-对Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的抑制影响较大。（3）镧锰复合氧化物吸附去除水中Sb（Ⅲ）的机制为首先将Sb（Ⅲ）吸附至吸附剂表面,吸附剂表面的Mn（IV）将Sb（Ⅲ）氧化为Sb（Ⅴ）,Mn（IV）还原为Mn（II）释放至溶液中,而后可能被重新吸附至吸附剂表面;去除水中Sb（Ⅴ）主要是通过Sb（Ⅴ）与吸附剂表面金属羟基发生络合反应被吸附至吸附剂表面从溶液中去除。
徐冰洁[3]（2020）在《纳米零价铁去除铜冶炼废酸中砷的研究》文中进行了进一步梳理铜冶炼废酸酸度高、砷含量高、产量大,砷的高效处理是铜冶炼行业可持续发展的重要保障。纳米零价铁（nZVI）因其独特的氧化、还原、吸附、共沉淀能力可高效去除污水中的重金属离子及其它污染物,使其成为一种新型的环境修复材料。将nZVI技术应用于去除工业废水领域污染物具有广阔的前景。本文旨在探索冶炼废酸除砷新方法,以铜冶炼废酸为研究对象,以nZVI为核心药剂,利用湿法冶金技术,结合预中和、预氧化、多组分协同、分段投加等手段,系统研究砷的形态变化及去除过程,并对除砷机理进行分析。基于砷、铁在水溶液中的存在形态和相关热力学数据,绘制As-Fe-H2O系电位-p H图。研究表明,溶液中的As能够以单质砷和砷酸铁形式沉淀。水溶液中As离子能够以As（V）和As（III）的含氧阴离子形式存在。As（III）可被Fe0还原为As（0）且稳定存在的区域较大。在1.04<p H<5.35的氧化条件下,铁与砷可生成不溶的砷酸铁沉淀。采用nZVI直接处理铜冶炼废酸（As（III））。除砷过程中主要考察反应时间和nZVI投加量对砷去除率、滤渣成分的影响规律。按铁砷摩尔比9:1投加nZVI、反应150 min时,nZVI对砷的去除能力最好,达162 mg As/g Fe。nZVI除砷时,络合吸附As（III）、形成结合较强的双齿配合物,Fe0核还原As（III）至As（0）,废酸中的[H+]消耗大量nZVI。nZVI直接处理铜冶炼废酸中的砷存在一定难度,处理后难以达标,且消耗大量nZVI,后续实验需对铜冶炼废酸进行预中和处理。对铜冶炼废酸进行预中和、预氧化得到含砷（V）废酸。采用nZVI协同Ca O的方式探索除砷过程并进行机理分析。最优条件下,15%Ca O-nZVI可将废酸As浓度由16.21 g/L降至500 mg/L左右。除砷过程以吸附、共沉淀为主,还原为辅,部分As（V）被还原为As（III）。Ca O为nZVI提供更多的正电荷,促进砷离子的吸附。对铜冶炼废酸进行预中和得到含砷（III）废酸。采用nZVI协同H2O2的方式探索除砷过程并进行机理分析。按铁砷摩尔比2:1投加nZVI并协同H2O2氧化时,砷去除效率达99.89%,滤渣砷含量达31%,滤液砷浓度降至10 mg/L左右。除砷过程中As（III）被氧化为As（V）,Fe（0）被氧化为Fe（II）和Fe（III）。H2O2能够促进nZVI产生更多可吸附As的高活性铁氧化物,并促进As（III）氧化为As（V）,使As更易被吸附。采用nZVI直接对前述实验所产生的低浓度含砷（V）废水进行处理,可使低浓度废水达标排放。按铁砷质量比20:1投加nZVI时,滤液残余As浓度可降至0.5mg/L以下,符合国家工业污水综合排放标准（GB25467-2010）。适当提高含砷废水中氢离子浓度可促进nZVI的腐蚀、活化,有效提高除砷效果。nZVI吸附砷的过程符合伪二级反应动力学模型,以化学吸附为主,吸附等温线符合Langmuir等温吸附模型,为单分子层吸附,最大吸附容量达到79.55 mg/g。
曾华[4]（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》文中提出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。
王宏胜[5]（2019）在《微花状δ-Bi2O3及其负载多孔沸石球填料去除水体中砷的研究》文中研究表明水体砷污染问题是一个世界性的环境问题,涉及范围超过70个国家,230多个地区。人工湿地作为新型的生态污水净化技术,具有很大的除砷潜力,但是低去除率和低吸附稳定性的传统填料限制了其发展。近年来,纳米材料在水体污染物去除方面表现出较好的去除能力,为人工湿地除砷提供了新的发展方向。本研究在水热条件下合成了微花状δ-Bi2O3（MF-δ-Bi2O3）并将其负载于高温烧制的多孔沸石球制成δ-Bi2O3负载多孔沸石球填料（Bi-PZSF）,分别研究其对水体As（Ⅲ）/As（Ⅴ）的吸附性能以及干扰离子和pH等因素对吸附的影响,采用扫描电子显微镜-能谱分析仪（SEM-EDS）、透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射（XRD）、傅里叶红外光谱（FT-IR）、拉曼光谱（Raman）和X射线电子能谱（XPS）等技术对MF-δ-Bi2O3吸附As（Ⅲ）/As（Ⅴ）前后进行表征以及分析其吸附机理。主要得到以下研究结果:（1）水热法合成的MF-δ-Bi2O3具有蓬松的花状形貌,有大量的纳米片组成,具有多晶性质,比表面积为8.99 m2/g。吸附As（Ⅲ）和As（Ⅴ）后,MF-δ-Bi2O3保持其微花状形貌,EDS显示吸附后的As（Ⅲ）和As（Ⅴ）含量分别为5.58%和2.06%。（2）MF-δ-Bi2O3对As（Ⅲ）/As（Ⅴ）的吸附结果符合准二级动力学模型,吸附过程为化学吸附主导的吸附。MF-δ-Bi2O3对As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的最大吸附量分别为115.05和33.17 mg/g。在高浓度竞争离子(NO3-和SO42-)存在时,MF-δ-Bi2O3对As（Ⅲ）/As（Ⅴ）具有较强的选择吸附能力。MF-δ-Bi2O3可以pH=4–11下具有良好的吸附能力以及在吸附后保持良好的稳定性。吸附机理表明As（Ⅲ）/As（Ⅴ）的吸附主要通过与占据MF-δ-Bi2O3氧缺位的表面羟基进行交换实现。（3）以质量比为10:1.5:1的天然斜发沸石粉（200目）、锯末（10–20目之间）和可溶性淀粉混合挤压成球,经高温烧制后的多孔沸石球具有良好的硬度,最大压碎力为103.5 N,比表面积为0.6784 m2/g,负载δ-Bi2O3后的比表面积增大为1.7715m2/g,Bi的含量可以占到17.07%。（4）Bi-PZSF对As（Ⅲ）/As（Ⅴ）的去除率几乎完全依赖于负载的δ-Bi2O3,在pH=6–8条件下,2 g Bi-PZSF可以完全去除砷溶液中的砷（50 mL,5 mg/L）,而同质量的天然沸石和陶粒的砷去除率在4–13%。Bi-PZSF可以在As（Ⅲ）/As（Ⅴ）与干扰离子浓度比为1:10的情况下保持接近100%的砷去除率,吸附砷后的Bi-PZSF在pH=6–8下具有高稳定性,可以有效避免二次污染。
张静[6]（2019）在《壳聚糖/氧化石墨烯氟吸附剂的组分调变与结构调控的研究》文中研究指明地下含氟矿物的溶解以及含氟工业废水的不当排放导致我国地下水氟污染日益严重,严重威胁了居民饮用水安全。吸附技术具有价格低廉、操作简便、除氟效率高等优点,因此得到广泛应用。但是,目前已开发出的氟吸附剂主要存在吸附容量有限、吸附平衡时间过长等问题,本研究采用壳聚糖（CTS）为骨架材料,通过改变活性物质的种类及其存在形态进行组分调变,并通过引入氧化石墨烯（GO）对材料内部进行结构调控,以提升吸附剂对氟离子的吸附容量以及实现氟离子的快速吸附,为吸附技术修复地下水氟污染提供理论基础与技术支持。首先制备铁负载壳聚糖颗粒（Fe-CTS）,经过扩展边精细结构分析（EXAFS）等表征手段分析发现,铁离子通过2个氨基和2个羟基与壳聚糖分子螯合,同时螯合后的铁原子还连接1个水分子和1个氯离子,氟离子通过与氯离子交换被Fe-CTS吸附而生成Fe-F复合物。Fe-CTS对氟离子具有很好的选择性,通过Langmuir吸附等温线模型拟合得到的最大吸附容量为20.75 mg/g,而吸附过程需要6 h才可达到平衡。当使用150 mg/L Fe3+溶液作为再生剂时,再生后吸附剂（FeCl3-Fe-CTS）的氟吸附量为14.44 mg/g,略低于Fe-CTS的氟吸附量14.99 mg/g。通过扫描电子显微镜（SEM）和能谱仪（EDS）表征发现,使用FeCl3溶液再生可拓宽吸附剂内部的孔隙、增强氟离子内扩散,且使吸附剂表面带有大量正电荷,从而增强了与氟离子之间的静电引力。经过7次吸附/再生循环,吸附剂吸附性能未表现出明显下降趋势。将锆负载在壳聚糖上,制备成锆负载壳聚糖/氧化石墨烯（Zr-CTS/GO）薄膜,CTS上的氨基与GO上的环氧基团和羧基发生反应,得到的Zr-CTS/GO薄膜不仅保持了内部的层状结构,且热稳定性和机械强度均有所提升。Zr-CTS/GO吸附氟离子主要是由于氟离子与吸附剂上的氯离子和羟基之间的离子交换作用。与颗粒状的Fe-CTS相比,薄膜状的Zr-CTS/GO为氟离子提供了更多可接触吸附位点,提升了吸附位点的有效利用率,使氟的最大吸附容量提升至29.06 mg/g,而氟吸附平衡时间却缩短至1 h。通过水热处理使ZrOCl2·8H2O发生半水解反应,在阳离子-p键的作用下将锆盐富集到还原氧化石墨烯表面,经过真空辅助自组装得到了ZrO（OH）1.33Cl0.66-rGO薄膜。该薄膜对氟离子表现出较高的吸附性能,其最大氟吸附容量为110.75 mg/g,氟离子与氯离子的离子交换作用使氟离子得以去除,在5 min内即达到吸附平衡。本研究揭示了除氟吸附剂的合成及氟去除机理,为开发吸附容量高、吸附速率快的吸附材料奠定了理论基础,并为地下水氟污染的吸附处理提供了技术支持。
李杰[7]（2019）在《新型纳米材料的制备及其除氟性能研究》文中认为由于地下水中的氟离子浓度超标对人体的健康造成极大伤害,世界上数百万人因为氟中毒而痛苦难当。新疆部分地区也存在地下水氟含量超标的问题,严重影响当地居民的安全用水。在各种除氟的技术中,由于吸附法的成本低,操作简捷而广泛使用。然而传统的吸附剂受pH干扰较多,吸附容量低等问题极大地减少了除氟效率。针对地下水中过量的氟离子的去除问题刻不容缓,同时研究出效率高,成本低的除氟吸附剂对去除地下水中超标的氟离子具有重大意义。基于以上诸多问题,本文旨在探索纳米材料的制备并于模拟水中除去氟化物。探究在复杂的模拟水环境中纳米材料的除氟作用,此外对其除氟机制进行探究。本论文具体的研究结果如下:（1）通过湿浸渍法制备了介孔氧化钙空心球（Mesoporous Hollow CaO Spheres,MHS-CaO）,并对模拟水中的氟离子进行了吸附研究。对MHS-CaO的构成与表面形貌及其对F-的去除作用进行了探究,考察了不同投加量、反应时间、pH的情况下对吸附效率的影响,并且对MHS-CaO的除氟机理进行了重点考察。批量实验结果表明,在pH为3-11的范围内最佳反应pH值为3,MHS-CaO吸附氟离子的过程符合Langmuir与拟二级动力学模型,具有很高的氟离子吸附量,拟合得出的最大吸附容量（qm）为181.96 mg/g。并且该吸附氟离子的反应主要由多个步骤决定,热力学实验证实该反应过程为自发吸热的。共存离子干扰实验数据显示,三种不同浓度的干扰阴离子的存在对模拟水中MHS-CaO去除氟化物的效果几无负面作用,除氟率均在90%以上。由MHS-CaO对氟离子的吸附机理可知,MHS-CaO在水中生成Ca（OH）2,通过与F-发生离子交换产生CaF2来去除过量的氟化物。（2）成功获得改性纳米材料,即生物炭负载纳米零价铁（Biochar-Loaded Nano Zero-Valent Iron,BC-nZVI）,并对模拟水中的F-进行了吸附作用的研究。对BC-nZVI的组成与表面形貌及其除氟性能进行了探索,探究了不同投加量、反应时间、pH的情况下对除氟效率的影响,并且对BC-nZVI的除氟机理进行了重点考察。批量实验结果表明,在pH为5-10的范围内最佳反应pH值为6,BC-nZVI吸附氟离子的过程合乎Langmuir模型与拟二级动力学模型,具有较高的氟离子吸附量,拟合得出的最大吸附容量（qm）为56.82 mg/g。并且吸附氟离子的反应主要由多个步骤决定,热力学研究表明该吸附过程是自发吸热反应。对BC-nZVI去除氟离子的吸附机理探究可知,BC-nZVI的零价铁在水中经与氧气反应生成水合氧化铁,该水合氧化铁上的OH-和氟离子产生离子交换,生成沉淀从而去除溶液中的氟离子。（3）对MHS-CaO和BC-nZVI两种吸附材料串联,进行除氟的连续流实验。通过对进水流量,温度及pH三个因素对该连续流装置进行了考察,实验结果表明,当进水流量为25.8 mL/h,温度25℃,pH为8时,最终出水的F-浓度最小（为1 mg/L以下）,可以达到安全饮用水标准。吸附剂MHS-CaO和BC-nZVI对含氟水的去除均有优异效果,与传统的除氟剂相比,具有效率高,反应快的优点。同时本论文的相关研究为地下水除氟技术的实际应用提供了理论支持和技术指导。
尹雨薇[8]（2019）在《活性炭负载锆-锰氧化物纳米复合材料去除水中砷的效果及机理研究》文中进行了进一步梳理砷,作为一种“三致”物质（致畸、致癌、致突变）,其污染的处理及防治一直是科研学者们的关注重点。吸附法是目前常见的水处理技术之一,被广泛应用于各类污染物的去除。众多吸附材料中,氧化锆能通过静电吸引和配体交换去除污染物,对As（Ⅴ）有较好的去除效果;二氧化锰有强氧化性,能改变目标污染物的价态,对As（Ⅲ）有较好的去除效果,但两者制备过程中容易发生团聚。本研究制备了以活性炭为载体的锆-锰氧化物（Zr/Mn/C）纳米复合材料,该材料既能结合无机吸附剂选择性吸附好、吸附容量大等优点,又能发挥有机载体活性炭材料比表面积大、易分离的长处,解决了无机材料制备过程中易团聚、难固液分离的问题。将该材料表征并应用于水环境中As（V）和As（Ⅲ）的去除时,研究了溶液pH值、污染物初始浓度、吸附剂投加量、共存离子等多种因素对砷去除效果的影响及吸附机理。主要成果如下:（1）采用共沉淀-水热法,成功制备了 Zr/Mn/C纳米复合材料,SEM、TEM分析结果显示,Zr-Mn氧化物颗粒成功负载且均匀分布在载体活性炭表面,且该材料为纳米材料,粒径较小,是用作吸附剂的理想尺寸材料。由XRD、拉曼图谱、BET分析结果可知,Zr/Mn/C纳米复合材料为无定型态,相较于晶体材料有更大的孔隙和更多的吸附位点,其比表面积为260.04m2/g。（2）采用单因素实验法,用作As（Ⅴ）的去除研究时发现,Zr/Mn/C纳米复合材料在pH=6.0的条件下吸附效果最好,对砷的吸附过程符合伪二级动力学模型和Langmuir吸附等温线模型,说明在吸附过程中,化学吸附占主导地位,该过程为优惠吸附过程,且整个反应容易进行。复合材料的最佳投加量为0.4g/L,在该条件下,既能保持较高去除率,又有较大的吸附容量。当目标污染物的初始浓度较高时（30mg/L）,复合材料的饱和吸附容量能达到95.60mg/g;当As（Ⅴ）的初始浓度较低时（<9mg/L）,吸附后的剩余浓度能达到生活饮用水标准（<10μg/L）。结合XPS、FTIR分析结果可知,吸附机理为:通过静电引力而产生的非特异性吸附,和通过配体交换而产生的特异性吸附。材料抗干扰性强,适应于环境复杂水体。由此可见,Zr/Mn/C纳米复合材料适用范围广,对As（V）有较好的吸附效果,具有良好的应用前景。（3）采用单因素实验法,用作As（Ⅲ）的去除研究时发现,Zr/Mn/C纳米复合材料在pH=10.0的条件下吸附效果最好,对砷的吸附过程符合伪二级动力学模型和Langmuir吸附等温线模型,说明在吸附过程中,化学吸附占主导地位,该过程为优惠吸附过程,且整个反应容易进行。复合材料的最佳投加量为0.4g/L,在该条件下,既能保持较高去除率,又有较大的吸附容量。当目标污染物的初始浓度较高时（30mg/L）,复合材料的饱和吸附容量能达到132.28mg/g;当As（Ⅲ）的初始浓度较低时（<1mg/L）,吸附后的剩余浓度能达到生活饮用水标准（<10μg/L）。结合XPS、FTIR分析结果可知,吸附机理为:通过静电引力而产生的非特异性吸附,通过配体交换和氧化还原反应而产生的特异性吸附。材料抗干扰性强,适应于环境复杂水体。由此可见,Zr/Mn/C纳米复合材料对As（Ⅲ）有较好的吸附效果,吸附容量大,具有良好的应用前景。
潘顺龙[9]（2018）在《锆基环境纳米材料的设计及其对水中典型污染物的协同去除行为》文中研究指明人类的城市化以及工农业生产过程中排放的数量庞大和种类繁多的污染物正致使水环境质量逐步恶化,由此造成的水质型缺水危机,正严重威胁人类社会的可持续发展。传统水处理技术难以有效和彻底地去除水体中的污染物,保障水资源安全。近年来,以纳米吸附技术为代表的新型水处理技术受到了广泛关注,因其技术核心纳米吸附剂具有粒子内部扩散距离短、孔道结构和表面化学性质可调节、比表面积高和吸附位点多等优势,赋予了其高效和深度去污能力。但纳米吸附剂的颗粒粒径小,实际应用时分离困难,泄漏至自然环境中会引起潜在的生态风险,此外,纳米吸附剂的功能单一,使用成本高,从而使纳米吸附技术的应用受到了较大限制。为克服以上技术瓶颈,论文围绕重金属和磷等常见水体污染物的深度高效去除,以纳米吸附剂的固定化和多功能化为目标,开展了一系列研究。因水合氧化锆（Hydrous Zirconium Oxide,HZO）具有环境友好、稳定性高、抗干扰能力强等优势,本文将以HZO作为纳米吸附剂的代表来进行研究。主要研究内容及结果如下:（1）采用溶胶-凝胶法,在磁性纳米粒子（Fe304）表面依次包裹无定型二氧化硅（Si02）和HZO层,得到core-shell结构的Fe304@Si02@HZO微球,再使用氢氧化钠刻蚀去除二氧化硅层后,合成出具有yolk-shell结构的Fe3O4@HZO微球。利用X射线衍射（XRD）、场发射扫描电镜（FESEM）、透射电镜（TEM）、氮吸附、Zeta电位和磁强度计等手段对材料进行了系统表征。结果表明,HZO被成功固定至Fe3O4的表面,Fe3O4@HZO的饱和磁化强度值为11.9emu·g-1,在外部磁场力作用下可实现快速分离。经过锆含量标化后,Fe3O4@HZO对铅离子吸附容量为310.8mg/g Zr,比Fe3O4@Si02@HZO提高了41.6%。进一步通过扫描透射电子显微（STEM）-能谱（EDS）技术测试证明了由于yolk-shell结构中所负载的HZO暴露了内外两面吸附位点,使Fe3O4@HZO具有了更高的铅离子吸附容量。经过5个吸附-脱附循环后,Fe304@HZO吸附容量仍能保持在初始的90%以上。（2）基于上述yolk-shell结构的Fe3O4@ HZO微球,结合非均相芬顿法,进一步开发了一种催化-吸附去除水体中络合重金属（Pb（Ⅱ）-EDTA）方法。在反应过程中,Fe3O4核不仅是磁响应介质,还可以作为非均相芬顿催化剂,催化过氧化氢对Pb（Ⅱ）-EDTA破络,使Pb（Ⅱ）游离出来,而后再利用HZO壳吸附去除Pb（Ⅱ）。在溶液pH为5,Pb（Ⅱ）-EDTA起始浓度为0.1mM,材料投加量为0.5g/L时,总铅和总有机碳的去除率分别可达到89.8%和65.3%。通过高效液相色谱-质谱和离子色谱确定了Pb（Ⅱ）-EDTA络合部分的降解过程中的中间产物,再采用STEM-EDS和X射线光电子能谱分析（XPS）证明了Pb（Ⅱ）在HZO壳上的吸附行为。经过5次催化-吸附循环后,Fe3O4@HZO对Pb（Ⅱ）-EDTA的处理效果没有明显的降低。（3）将聚乙烯亚胺（PEI）静电吸附至多孔水合氧化锆球（PHZO）表面,制备出PEI-PHZO。采用FESEM、XPS、傅里叶红外光谱（FTIR）、氮吸附和Zeta电位等手段表征了PEI-PHZO的基本结构和物理化学性能。结果表明,PEI成功被负载到PHZO球的表面,PHZO的零电荷点由pH6.2偏移到pH10.5。在pH=7时,与PHZO相比,PEI-PHZO对磷的吸附量可达到2.49mmol P/g,提高了47.5%。在高浓度竞争离子（Cl-,SO42-,HC03-和NO3-）以及腐殖酸存在时,PEI-PHZO对磷表现出良好的吸附选择性。将PEI-PHZO与超滤膜法耦合处理市政污水处理厂出水中的磷和腐殖酸,0.15 g PEI-PHZO可将1 L原水中1.5mg P/L降低到0.2mg P/L,同时,10mg/L腐殖酸也被超滤膜完全截留。超滤膜截留后的PEI-PHZO,可被1MNaOH溶液脱附再生,再通过鸟粪石结晶法回收了脱附液中的磷。（4）采用反向灌装法,将中空水合氧化锆球（HPZNs）装载于聚醚砜超滤膜指状孔内,再使用聚多巴胺封口固定,制备出超滤/吸附双功能膜。相较于传统的有机-无机杂化共混吸附膜,该双功能膜在不改变超滤膜原有结构和截留性能的基础上,固定了大量HPZNs,并具有同时去除不同尺度复合污染物的能力。实验结果表明,HPZNs在膜基体中的负载质量分数高达68.9%。在模拟处理含有以胶体金,铅离子和聚乙二醇等不同尺度复合污染物的废水时,该双功能膜可完全截留胶体金和聚乙二醇等大尺度物质,然而杂化共混吸附膜对胶体金和聚乙二醇的截留分别为97.6%和96.8%。与杂化共混吸附膜相比,双功能膜对复合废水中的铅离子有效去除体积增效达2.1倍（原水中铅离子起始浓度为100ppb,目标浓度为世界卫生组织限值10ppb）。在双功能膜运行过程中未检测到HZO的泄漏。此外,双功能膜可被多次再生和回用。
王星星[10]（2018）在《水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附特征及机制》文中提出磷（P）通常被认为是对藻类生长产生限制性的营养物质,并且过量浓度的磷以磷酸盐的形式存在上覆水中,可引起地表水体例如河流、湖泊、水库和溪流的富营养化。因此,为了防止地表水体发生富营养化,在排放废水之前从废水中去除磷酸盐是非常重要的。目前已经开发出许多物理、生物和化学方法等以用于去除废水中的磷酸盐。在这些技术中,吸附法被认为是一种非常有前途的去除废水中磷酸盐的方法,因为它的磷酸盐去除效率高、成本划算、设计简单、操作方便并且可从废水中回收磷酸盐。近年来,金属氧化物中的锆（Zr）基材料作为吸附剂从水溶液中除去磷酸盐已经在研究领域中引起了相当大的关注。锆的氧化物/氢氧化物可通过路易斯酸碱相互作用形成内层配合物而具有较高的磷酸盐结合能力。水合氧化锆还具有在碱性溶液中容易再生、无毒、环境友好、在水中的溶解度低以及良好的物理和化学稳定性等优点,因而将其作为吸附剂去除废水中磷酸盐是非常有前景的。应该指出的是,有两种类型的水合氧化锆（ZrO2）。一种是无定形ZrO2,另一种是结晶ZrO2。与晶体ZrO2相比,无定形水合ZrO2通常表面羟基的量更高,因此认为它对于从废水中除去磷酸盐更有效。水合氧化锆通常可通过溶液沉淀法制备得到。不同的沉淀pH值所制备得到的水合氧化锆的表面特性可能是不同的,因而对水中磷酸盐的吸附特征可能也是不同的。此外,废水中通常含Ca2+和Mg2+等阳离子,它们的存在可能会影响到水合氧化锆对废水中磷酸盐的吸附去除,并且水中共存的Ca2+和Mg2+等阳离子对不同沉淀pH值条件下制备的水合氧化锆吸磷的影响可能是不同的。但是,目前国内外对于这方面还鲜见报道。另外,现阶段制备得到的水合氧化锆的吸磷容量仍然还不够高,需要进一步提高。先前的研究发现,Mg（OH）2对水中磷酸盐具备一定的吸附能力,那么如果将Mg（OH）2与ZrO2进行复合,有可能制备得到一种吸附效果更佳的除磷吸附剂,目前国内外关于这方面的报道也是比较少见的。为此,本文首先研究了沉淀pH值分别为4.8、8.0和10.6条件下制备的水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附作用,重点研究共存Ca2+的影响。结果表明,共存的Na+仅仅略微促进了沉淀pH值为4.8和8.0时所得水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附,却明显促进了沉淀pH值为10.6时所得水合氧化锆对磷酸盐的吸附。共存的Ca2+仅仅略微促进了沉淀pH值为4.8时水合氧化锆对磷酸盐的吸附,却极大地促进了沉淀pH值为8.0和10.6时水合氧化锆对磷酸盐的吸附。共存的HCO3-和SO42-抑制了水合氧化锆对磷酸盐的吸附,且它们对沉淀pH值为4.8时水合氧化锆吸磷的抑制作用明显大于对沉淀pH值为8.0和10.6时水合氧化锆的抑制作用。不同沉淀pH值条件下制备的水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附能力均随着溶液pH值的增加而降低。不同沉淀pH值条件下所得水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附平衡数据可以采用Langmuir、Freundlich和Dubinin-Redushckevich（D-R）等温吸附模型加以描述。存在Na+而不存在Ca2+情况下,3种不同沉淀pH值条件下所得水合氧化锆对中性溶液中磷酸盐的最大单层吸附容量差别不大;存在Ca2+情况下,沉淀pH值为8.0和10.6时所得水合氧化锆对中性溶液中磷酸盐的最大单层吸附容量远远高于沉淀pH值为4.8时制备的水合氧化锆。沉淀pH值为4.8和8.0时所得水合氧化锆的吸磷机制主要是表面氯和羟基基团与磷酸盐之间的配位体交换作用,而沉淀pH值为10.6时所得水合氧化锆的吸磷机制主要是表面羟基基团与磷酸盐之间的配位体交换作用。以上研究结果显示,与沉淀pH值为4.8时制备的水合氧化锆相比,沉淀pH值为8.0和10.6时制备的水合氧化锆更加适合作为吸附剂去除废水中的磷酸盐。其次,为了确定沉淀pH值和共存Mg2+对水合氧化锆吸附水中磷酸盐的影响,分别在沉淀pH为5.3、7.1和10.5的条件下制得三种水合氧化锆,即ZrO2（5.3）、ZrO2（7.1）和ZrO2（10.5）。然后对其进行了表征,再对其在不含有和含有Mg2+两种条件下的吸附性能和机理进行了对比研究。结果表明,Elovich动力学模型、准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型与实验数据的相关性良好。吸附机理是水中磷酸盐和吸附剂表面锆之间的络合反应。Mg2+的存在抑制了ZrO2（5.3）对于磷酸盐的吸附,包括吸附能力和速率,但共存Mg2+却大大增加了ZrO2（7.1）和ZrO2（10.5）对水中磷酸盐的吸附容量和速率。Mg2+存在对ZrO2（7.1）和ZrO2（10.5）吸附水中磷酸盐的增强原因主要在于,磷酸盐与Mg2+在溶液中形成MgHPO40,然后MgHPO40被吸附剂表面所吸附,形成以磷酸盐为桥联的三元配合物Zr（OPO3H）Mg。当不存在Mg2+时,根据Langmuir等温吸附模型计算得到的pH 7时磷酸盐最大单层吸附容量的排序依次为:ZrO2（7.1）（67.3 mg/g）>ZrO2（5.3）（53.6 mg/g）≈ZrO2（10.5）（53.1 mg/g）。当存在Mg2+时,磷酸盐最大单层吸附容量的排序依次为:ZrO2（7.1）（97.0 mg/g）>ZrO2（10.5）（79.7 mg/g）>ZrO2（5.3）（51.3mg/g）。最后,采用可溶性镁盐和锆盐通过简单的溶液共沉淀法将一定量的Mg（OH）2引入到ZrO2中,制备得到一种新型的Mg（OH）2/ZrO2复合物（MZ）,并将其应用于水中磷酸盐的吸附去除。为了比较的需要,本文还制造了单纯的ZrO2和Mg（OH）2。采用SEM、EDS、XRF和N2吸附/解吸等手段对所制备的MZ、ZrO2和Mg（OH）2进行了表征,并通过批量实验比较研究了它们对水中磷酸盐吸附性能。吸附磷酸盐之前和之后的MZ样品也通过XPS和31P NMR进行了表征,以探讨相关的吸磷机制。结果表明,MZ主要由ZrO2和Mg（OH）2组成,其Mg/Zr摩尔比为0.186。另外,MZ具有比单组分ZrO2和Mg（OH）2更大的比表面积。MZ对水中磷酸盐的吸附能力比单纯ZrO2和Mg（OH）2更强。当初始溶液pH值为7时,MZ的Langmuir最大磷酸盐吸附容量为93.0 mg PO4/g,分别比单组分ZrO2和Mg（OH）2高74.8%和4.60倍。MZ对水中磷酸盐的吸附机制为:（i）水中磷酸盐通过与MZ中ZrO2相之间的配位体交换,被吸附到MZ的表面上,形成内层磷酸盐配合物;（ii）水中磷酸盐通过与MZ中Mg（OH）2相之间的化学反应,被吸附到MZ的表面上,形成MgHPO4和Mg3（PO4）2。MZ对水中磷酸盐的吸附效果明显强于ZrO2和Mg（OH）2可归因于:（i）MZ的比表面积更大;（ii）MZ中Mg（OH）2组分溶解释放出来的Mg2+,增强了MZ中ZrO2组分对水中磷酸盐的吸附效果。综上,考虑到废水中通常存在Ca2+和Mg2+,沉淀pH值为7.1条件下制得到的水合氧化锆是很有希望的除磷吸附剂。将少量的Mg（OH）2引入到ZrO2中制备得到的新型复合物Mg（OH）2/ZrO2复合物比单纯的ZrO2更有希望作为一种吸附剂材料,以去除废水中的磷酸盐。
二、Zr、Hf在水合氧化铁上的吸附实验研究（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、Zr、Hf在水合氧化铁上的吸附实验研究（论文提纲范文）
（1）无定型铝镧氢氧化物的制备及其对氟离子的吸附性能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氟污染概述 |
| 1.1.1 氟的来源 |
| 1.1.2 氟的危害 |
| 1.1.3 氟污染现状 |
| 1.2 除氟研究进展 |
| 1.2.1 主要除氟方法 |
| 1.2.2 金属基吸附剂的研究进展 |
| 1.2.3 多金属复合吸附剂 |
| 1.2.4 毫米级负载型金属吸附剂 |
| 1.3 研究内容与思路 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 纳米级铝-镧氢氧化物的制备、表征以及氟离子吸附性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂与仪器 |
| 2.2.2 材料制备 |
| 2.2.3 仪器表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料优化 |
| 2.3.2 物相结构分析(XRD) |
| 2.3.3 形貌分析 |
| 2.3.4 比表面积分析(BET) |
| 2.3.5 HAL吸附氟离子性能研究 |
| 2.4 吸附机理 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 毫米级铝-镧氢氧化物凝胶球的制备、表征及氟离子吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要试剂与仪器 |
| 3.2.2 载体材料选择与制备 |
| 3.2.3 仪器表征方法 |
| 3.2.4 吸附氟离子性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 载体材料的选择 |
| 3.3.2 材料表征 |
| 3.3.3 CS-HAL吸附氟离子性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
（2）新型镧锰复合氧化物制备及其去除水中锑的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 锑的污染及除锑技术 |
| 1.1.1 锑的性质及其危害 |
| 1.1.2 锑的污染现状 |
| 1.1.3 除锑技术研究进展 |
| 1.2 吸附锑材料研究进展 |
| 1.2.1 传统吸附剂 |
| 1.2.2 金属氧化物 |
| 1.2.2.1 单一金属氧化物 |
| 1.2.2.2 复合金属氧化物 |
| 1.3 研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.2 吸附剂的制备及筛选方法 |
| 2.2.1 采用不同氧化物剂镧锰复合氧化物吸附剂的制备 |
| 2.2.2 不同镧锰摩尔比镧锰复合氧化物吸附剂的制备 |
| 2.3 材料的表征 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.3.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.4 Zeta电位 |
| 2.3.5 比表面积(BET) |
| 2.3.6 扫描电镜(SEM) |
| 2.3.7 透射电镜(TEM) |
| 2.3.8 X射线能量色散谱微区成分分析(EDS-Mapping) |
| 2.4 吸附实验 |
| 2.4.1 不同氧化剂筛选实验 |
| 2.4.2 不同La/Mn摩尔比筛选实验 |
| 2.4.3 吸附动力学实验 |
| 2.4.4 吸附等温线实验 |
| 2.4.5 pH及离子强度影响实验 |
| 2.4.6 共存离子影响实验 |
| 3 吸附剂的筛选及表征 |
| 3.1 镧锰复合氧化物吸附剂的筛选 |
| 3.1.1 不同氧化剂的筛选 |
| 3.1.2 不同镧锰摩尔比的筛选 |
| 3.2 镧锰复合氧化物的表征分析 |
| 3.2.1 XRD |
| 3.2.2 FTIR |
| 3.2.3 XPS |
| 3.2.4 Zeta电位 |
| 3.2.5 BET |
| 3.2.6 SEM |
| 3.2.7 TEM |
| 3.2.8 EDS-Mapping |
| 3.3 本章小结 |
| 4 镧锰复合氧化物对锑的吸附行为 |
| 4.1 吸附动力学 |
| 4.2 吸附等温线 |
| 4.3 pH及背景离子影响 |
| 4.4 共存离子的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 镧锰复合氧化物对锑的吸附机制 |
| 5.1 EDS-Mapping分析 |
| 5.2 FTIR分析 |
| 5.3 XPS分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生学习阶段发表论文 |
（3）纳米零价铁去除铜冶炼废酸中砷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 含砷废酸的来源、性质及危害 |
| 1.2.1 砷的来源 |
| 1.2.2 砷的性质及危害 |
| 1.3 含砷废酸处理研究现状 |
| 1.3.1 工业主流方法 |
| 1.3.2 实验研究现状 |
| 1.4 纳米零价铁处理废水的研究现状 |
| 1.4.1 纳米零价铁的性质及应用 |
| 1.4.2 纳米零价铁除砷的研究现状 |
| 1.4.3 纳米零价铁除砷存在的问题 |
| 1.5 论文的选题意义及研究内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 水溶液中As-Fe系的热力学平衡 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 水溶液中As-Fe的热力学计算 |
| 2.2.1 水溶液中As的存在形态 |
| 2.2.2 As-H_2O的 φ-pH图 |
| 2.2.3 砷的还原热力学计算 |
| 2.2.4 Fe-H_2O的 φ-pH图 |
| 2.2.5 水溶液中Fe-As系的φ-p H图 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 零价铁直接处理铜冶炼废酸中的砷(III) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.2.1 主要试剂和仪器 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.2.3 表征与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 反应时间对零价铁除砷效果的影响 |
| 3.3.2 铁砷摩尔比对零价铁除砷效果的影响 |
| 3.3.3 反应温度对零价铁除砷效果的影响 |
| 3.3.4 机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氧化钙-纳米零价铁处理预中和含砷(V)废酸 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.2.1 主要试剂与仪器 |
| 4.2.2 氧化钙-纳米零价铁的制备 |
| 4.2.3 实验步骤 |
| 4.2.4 表征分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氧化钙掺杂对纳米零价铁除砷的影响 |
| 4.3.2 氧化钙-纳米零价铁除砷工艺优化及其机理分析 |
| 4.3.3 二次除砷对渣相砷品位的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 纳米零价铁-双氧水处理预中和含砷(III)废酸 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方案 |
| 5.2.1 主要试剂与仪器 |
| 5.2.2 实验步骤 |
| 5.2.3 表征与分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 预中和对纳米零价铁去除废酸中砷的影响 |
| 5.3.2 双氧水对纳米零价铁除砷的作用 |
| 5.3.3 纳米零价铁协同双氧水除砷的机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 纳米零价铁处理低浓度含砷(V)废水 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方案 |
| 6.2.1 主要试剂与仪器 |
| 6.2.2 实验步骤 |
| 6.2.3 表征与分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 纳米零价铁投加量对砷去除的影响 |
| 6.3.2 纳米零价铁反应前后形貌的分析 |
| 6.3.3 纳米零价铁等电点的测定 |
| 6.3.4 初始pH对砷去除效果的影响 |
| 6.3.5 初始pH对铁、砷、氧价态的影响 |
| 6.3.6 吸附动力学 |
| 6.3.7 等温吸附曲线 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文与研究成果 |
| 致谢 |
| 附录 nZVI在铜冶炼废酸除砷中的推荐应用流程 |
（4）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 |
（5）微花状δ-Bi2O3及其负载多孔沸石球填料去除水体中砷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体As污染 |
| 1.1.1 As的存在形态 |
| 1.1.2 水体As污染来源和迁移 |
| 1.1.3 水体As污染现状 |
| 1.1.4 水体As污染危害 |
| 1.2 水体常规除As技术 |
| 1.2.1 离子交换法 |
| 1.2.2 膜分离法 |
| 1.2.3 混凝-絮凝 |
| 1.2.4 电混凝和电化学修复技术 |
| 1.2.5 氧化法 |
| 1.2.6 生物法 |
| 1.2.7 吸附法 |
| 1.2.8 常规除As技术的不足 |
| 1.3 综合处理技术--人工湿地 |
| 1.3.1 人工湿地概述 |
| 1.3.2 人工湿地除As机理 |
| 1.3.3 人工湿地除As研究进展 |
| 1.4 存在问题和主要任务 |
| 1.4.1 存在问题 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.5 研究内容、创新点和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试剂和仪器 |
| 2.2 MF-δ-Bi_2O_3 的制备、表征和吸附实验 |
| 2.2.1 MF-δ-Bi_2O_3 的制备 |
| 2.2.2 MF-δ-Bi_2O_3 的表征 |
| 2.2.3 MF-δ-Bi_2O_3 吸附实验 |
| 2.3 Bi-PZSF的制备、表征和吸附实验 |
| 2.3.1 Bi-PZSF的制备 |
| 2.3.2 Bi-PZSF的表征 |
| 2.3.3 Bi-PZSF吸附实验 |
| 第三章 MF-δ-Bi_2O_3 对水中的As去除研究 |
| 3.1 MF-δ-Bi_2O_3 的形貌和结构 |
| 3.2 pH影响实验 |
| 3.3 吸附动力学实验 |
| 3.4 等温吸附实验 |
| 3.5 干扰离子影响实验 |
| 3.6 解吸附实验 |
| 3.7 MF-δ-Bi2O3的As吸附机理 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 Bi-PZSF对水中As的去除研究 |
| 4.1 Bi-PZSF的表征 |
| 4.1.1 Bi-PZSF的形貌 |
| 4.1.2 Bi-PZSF的 XRD和 FT-IR分析 |
| 4.2 不同pH下的填料去除率 |
| 4.3 干扰离子影响实验和解吸附实验 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（6）壳聚糖/氧化石墨烯氟吸附剂的组分调变与结构调控的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 本文使用的英文缩写词 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水污染现状 |
| 1.2 饮用水安全的重要性 |
| 1.3 地下水氟污染 |
| 1.3.1 氟污染的来源 |
| 1.3.2 过量摄入氟的危害 |
| 1.4 高氟水处理技术 |
| 1.4.1 混凝沉淀 |
| 1.4.2 电凝聚法 |
| 1.4.3 膜技术 |
| 1.4.4 离子交换 |
| 1.4.5 吸附技术 |
| 1.5 吸附材料的组分与结构对吸附性能的影响 |
| 1.5.1 组分的影响 |
| 1.5.2 结构的影响 |
| 1.6 研究目的及意义 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 铁负载壳聚糖颗粒的除氟性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 Fe-CTS颗粒的制备 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe-CTS颗粒的表征 |
| 2.3.2 Fe-CTS颗粒的吸附除氟性能 |
| 2.3.3 吸附动力学 |
| 2.3.4 吸附等温线 |
| 2.3.5 除氟机理的研究 |
| 2.3.6 再生 |
| 2.3.7 FeCl_3-Fe-CTS的表征 |
| 2.3.8 吸附剂再生与氟再吸附机理 |
| 2.3.9 吸附/再生循环 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 铁负载壳聚糖颗粒对氟离子的动态吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 上流式反应装置 |
| 3.2.3 实验用水 |
| 3.2.4 Fe-CTS颗粒吸附剂 |
| 3.2.5 实验方法 |
| 3.2.6 离子浓度检测 |
| 3.2.7 误差分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 动态吸附过程中的影响因素 |
| 3.3.2 动态吸附动力学 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 锆负载壳聚糖/氧化石墨烯薄膜的除氟性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 薄膜的制备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Zr-CTS/GO薄膜的表征分析 |
| 4.3.2 Zr-CTS/GO薄膜的吸附除氟性能 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 吸附等温线 |
| 4.3.5 Zr-CTS/GO薄膜除氟机理 |
| 4.3.6 再生性能研究 |
| 4.3.7 重复利用性 |
| 4.3.8 成本分析 |
| 4.3.9 实际地下水除氟应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 锆负载壳聚糖/氧化石墨烯薄膜对氟离子的动态吸附研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 仪器与试剂 |
| 5.2.2 上流式反应装置 |
| 5.2.3 实验用水 |
| 5.2.4 Zr-CTS/GO薄膜吸附剂 |
| 5.2.5 实验方法 |
| 5.2.6 离子浓度检测 |
| 5.2.7 误差分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 动态吸附过程中的影响因素 |
| 5.3.2 动态吸附动力学 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 ZrO(OH)_(1.33)Cl_(0.66) 插层还原氧化石墨烯薄膜的除氟性能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 仪器与试剂 |
| 6.2.2 氧化石墨烯的制备 |
| 6.2.3 ZrO(OH)_(1.33)Cl_(0.66)-rGO薄膜的制备 |
| 6.2.4 ZrO(OH)_2-rGO的制备 |
| 6.2.5 ZrO_2-rGO的制备 |
| 6.2.6 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 ZrO(OH)_(1.33)Cl_(0.66)-rGO薄膜的表征 |
| 6.3.2 ZrO_2-r GO的表征 |
| 6.3.3 ZrO(OH)_2-r GO的表征 |
| 6.3.4 N_2 吸附-脱附等温线 |
| 6.3.5 不同组分对除氟性能的影响 |
| 6.3.6 吸附动力学 |
| 6.3.7 吸附等温线 |
| 6.3.8 pH的影响 |
| 6.3.9 共存离子的影响 |
| 6.3.10 吸附机理 |
| 6.3.11 再生性能 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）新型纳米材料的制备及其除氟性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体中氟污染的现状 |
| 1.1.1 F-的性质及来源 |
| 1.1.2 水体里氟离子的危害 |
| 1.1.3 氟离子进入人体的途径 |
| 1.2 含F-废水处理技术 |
| 1.2.1 混凝/沉淀 |
| 1.2.2 电凝聚法 |
| 1.2.3 离子交换 |
| 1.2.4 膜分离技术 |
| 1.2.5 吸附 |
| 1.3 各种纳米材料在净化污水方面的应用 |
| 1.4 课题研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 水中F-浓度的测定方法 |
| 2.3.1 主要实验试剂的配制 |
| 2.3.2 F-标准曲线的绘制 |
| 2.3.3 F-电位值的测定 |
| 2.4 两种吸附材料的制备方法 |
| 2.4.1 介孔氧化钙空心球(MHS-CaO)的制备方法 |
| 2.4.2 生物炭负载纳米零价铁(BC-nZVI)的制备方法 |
| 2.5 吸附实验 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 介孔氧化钙空心球(MHS-Ca O)的制备及除氟性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 MHS-CaO的结构表征及分析 |
| 3.2.2 MHS-CaO的制备条件对氟离子的吸附效率影响 |
| 3.2.3 MHS-CaO的反应条件对氟离子的吸附效率影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 生物炭负载纳米零价铁(BC-nZVI)的制备及除氟性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 BC-nZVI吸附特性研究 |
| 4.2.2 BC-nZVI的制备条件对氟离子的吸附效率影响 |
| 4.2.3 BC-nZVI去除氟离子的影响因素研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 连续流实验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 反应装置 |
| 5.3 工艺条件的影响 |
| 5.3.1 进水流量 |
| 5.3.2 进水温度 |
| 5.3.3 进水pH |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师评阅表 |
（8）活性炭负载锆-锰氧化物纳米复合材料去除水中砷的效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境中的砷污染 |
| 1.1.1 砷污染来源 |
| 1.1.2 砷污染的危害 |
| 1.1.3 砷污染的治理 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 锆基材料在水处理中的应用 |
| 1.2.2 锰基材料在水处理中的应用 |
| 1.2.3 活性炭在水处理中的应用 |
| 1.3 本课题研究的目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 实验试剂、仪器与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 活性炭/锆-锰氧化物纳米复合材料的制备 |
| 2.2.2 材料的表征方法 |
| 2.2.3 材料吸附性能测试实验 |
| 2.2.4 目标污染物浓度的测定 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 Zr/Mn/C纳米复合材料表征结果与分析 |
| 3.1 傅里叶转换红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.2 X射线衍射(XRD)和拉曼(Raman)分析 |
| 3.3 扫描电镜(SEM)和透射电镜(TEM)分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Zr/Mn/C纳米复合材料对As(Ⅴ)的吸附性能研究 |
| 4.1 溶液pH值对As(Ⅴ)吸附效果的影响 |
| 4.2 吸附动力学研究 |
| 4.3 吸附等温线研究 |
| 4.4 低浓度As(Ⅴ)的吸附 |
| 4.5 投加量对As(Ⅴ)吸附效果的影响 |
| 4.6 共存离子对As(Ⅴ)吸附效果的影响 |
| 4.7 As(Ⅴ)的吸附机理研究 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 Zr/Mn/C纳米复合材料对As(Ⅲ)的吸附性能研究 |
| 5.1 溶液pH值对As(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 5.2 吸附动力学研究 |
| 5.3 吸附等温线研究 |
| 5.4 低浓度As(Ⅱ)的吸附 |
| 5.5 投加量对As(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 5.6 共存离子对As(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 5.7 As(Ⅱ)的吸附机理研究 |
| 5.8 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 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 |
（9）锆基环境纳米材料的设计及其对水中典型污染物的协同去除行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 水体中重金属的来源与危害 |
| 1.1.2 水体中磷的来源、危害以及资源化前景 |
| 1.1.3 吸附法处理污废水中的重金属和磷 |
| 1.1.4 纳米吸附技术 |
| 1.1.5 纳米吸附剂的固定化 |
| 1.2 课题的提出与研究思路 |
| 1.2.1 课题的提出 |
| 1.2.2 研究思路 |
| 2 纳米yolk-shell Fe_3O_4@HZO的制备及其吸附铅离子性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2.2 FZY的合成 |
| 2.2.3 吸附性能研究 |
| 2.2.4 材料表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_30_4@Si0_2@HZO(FSZC)和 Fe_30_4@Si0_2@HZO(FZY)的物化性能 |
| 2.3.2 FSZC和FZY的吸附性能 |
| 2.3.3 吸附机理 |
| 2.3.4 吸附剂的再生 |
| 2.3.5 模拟采矿废水中Pb(Ⅱ)去除 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 纳米yolk-shell Fe_3O_4@HZO降解水体中Pb(Ⅱ)-EDTA |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器及试剂 |
| 3.2.2 Pb(Ⅱ)-EDTA降解实验 |
| 3.2.3 样品分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 FZY对Pb(Ⅱ)-EDTA的降解性能 |
| 3.3.2 pH对Pb(Ⅱ)-EDTA降解的影响 |
| 3.3.3 H_20_2浓度对Pb(Ⅱ)-EDTA降解的影响 |
| 3.3.4 共存物质对Pb(Ⅱ)-EDTA降解的影响 |
| 3.3.5 Pb(Ⅱ)-EDTA降解产物 |
| 3.3.6 游离Pb(Ⅱ)的吸附 |
| 3.3.7 材料的稳定性和回用性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球的制备及其强化超滤除磷研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器及试剂 |
| 4.2.2 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球的制备 |
| 4.2.3 吸附性能研究 |
| 4.2.4 纳米吸附剂强化超滤处理污水厂二级出水 |
| 4.2.5 材料表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球的物化性能 |
| 4.3.2 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球的除磷性能 |
| 4.3.3 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球的除磷机理 |
| 4.3.4 聚乙烯亚胺改性多孔水合氧化锆球强化超滤回收磷 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 超滤/吸附双功能膜的制备以及同步去除复合污染物性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验仪器及试剂 |
| 5.2.2 超滤/吸附双功能膜的制备 |
| 5.2.3 超滤/吸附双功能膜的性能 |
| 5.2.4 吸附实验 |
| 5.2.5 连续过滤实验 |
| 5.2.6 材料的表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 超滤/吸附双功能膜的形貌与结构 |
| 5.3.2 超滤/吸附双功能膜的物理化学性能 |
| 5.3.3 超滤/吸附双功能膜的水处理性能 |
| 5.3.4 超滤/吸附双功能膜的运行机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附特征及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中除磷方法 |
| 1.3 金属氧化物除磷 |
| 1.3.1 铁(Fe)基氧化物除磷 |
| 1.3.2 铝(Al)基氧化物除磷 |
| 1.3.3 镧(La)基氧化物除磷 |
| 1.3.4 锆(Zr)基氧化物除磷 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 共存Ca~(2+)对不同沉淀pH值制备水合氧化锆吸附水中磷酸盐影响 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 水合氧化锆制备 |
| 2.1.3 水合氧化锆表征 |
| 2.1.4 吸附实验 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 沉淀pH值和共存镁离子对水合氧化锆吸附磷的影响 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 水合氧化锆的制备 |
| 2.2.3 吸附剂的表征 |
| 2.2.4 吸附实验 |
| 2.2.5 解吸实验 |
| 2.3 新型Mg(OH)_2/ZrO_2复合材料对水中磷酸盐的吸附特征与机制 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 吸附剂的合成 |
| 2.3.3 吸附剂的表征 |
| 2.3.4 批量吸附实验 |
| 第三章 钙离子对水合氧化锆吸附水中磷酸盐的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水合氧化锆性质表征 |
| 3.3 共存电解质对磷吸附的影响以及不同水合氧化锆吸磷性能的对比 |
| 3.4 溶液pH值对磷吸附的影响 |
| 3.5 存在Na~+而不存在Ca~(2+)条件下不同水合氧化锆磷吸附等温线对比 |
| 3.6 存在Ca~(2+)条件下不同水合氧化锆磷吸附等温线对比分析 |
| 3.7 不存在Ca~(2+)条件下水合氧化锆吸磷机制的机制分析 |
| 3.8 存在Ca~(2+)条件下水合氧化锆吸附水中磷酸盐的影响机制 |
| 3.9 小结 |
| 第四章 沉淀pH值和共存镁离子对水合氧化锆吸附磷影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料的表征 |
| 4.2.1 SEM-EDS |
| 4.2.2 BET比表面积分析 |
| 4.2.3 X射线衍射分析 |
| 4.2.4 零电荷点 |
| 4.2.5 核磁共振分析 |
| 4.3 水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附特征 |
| 4.3.1 磷酸盐初始浓度对吸附的影响 |
| 4.3.2 吸附等温线 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 溶液pH对吸附的影响 |
| 4.4 吸附磷酸盐后水合氧化锆的解吸 |
| 4.5 Mg~(2+)对水合氧化锆吸附水中磷酸盐的影响机理 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 新型Mg(OH)_2/ZrO_2复合材料对水中磷酸盐的吸附特征与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料的表征 |
| 5.2.1 SEM-EDS |
| 5.2.2 XRF |
| 5.2.3 XRD |
| 5.2.4 Mg(Ⅱ)释放能力 |
| 5.2.5 N_2吸附/解吸 |
| 5.2.6 零电荷点 |
| 5.3 MZ对水中磷酸盐的吸附特征 |
| 5.3.1 吸附剂投加量对MZ吸附水中磷酸盐的影响 |
| 5.3.2 MZ对水中磷酸盐的吸附动力学 |
| 5.3.3 MZ对水中磷酸盐的吸附等温线 |
| 5.3.4 溶液pH对MZ吸附磷酸盐的影响 |
| 5.3.5 共存阴阳离子对MZ吸附水中磷酸盐的影响 |
| 5.4 MZ对水中磷酸盐的吸附机理 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 沉淀pH值和共存Ca~(2+)对水合氧化锆吸附水中磷酸盐总结 |
| 6.2 沉淀pH值和共存镁离子对水合氧化锆吸附磷总结 |
| 6.3 新型Mg(OH)_2/ZrO_2复合材料对水中磷酸盐总结 |
| 6.4 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间研究成果 |
四、Zr、Hf在水合氧化铁上的吸附实验研究（论文参考文献）
- [1]无定型铝镧氢氧化物的制备及其对氟离子的吸附性能[D]. 夏明鸿. 天津大学, 2020(02)
- [2]新型镧锰复合氧化物制备及其去除水中锑的研究[D]. 张传巧. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [3]纳米零价铁去除铜冶炼废酸中砷的研究[D]. 徐冰洁. 安徽工业大学, 2020(06)
- [4]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)
- [5]微花状δ-Bi2O3及其负载多孔沸石球填料去除水体中砷的研究[D]. 王宏胜. 青岛大学, 2019(02)
- [6]壳聚糖/氧化石墨烯氟吸附剂的组分调变与结构调控的研究[D]. 张静. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [7]新型纳米材料的制备及其除氟性能研究[D]. 李杰. 石河子大学, 2019(01)
- [8]活性炭负载锆-锰氧化物纳米复合材料去除水中砷的效果及机理研究[D]. 尹雨薇. 华南理工大学, 2019(01)
- [9]锆基环境纳米材料的设计及其对水中典型污染物的协同去除行为[D]. 潘顺龙. 南京理工大学, 2018(07)
- [10]水合氧化锆对水中磷酸盐的吸附特征及机制[D]. 王星星. 上海海洋大学, 2018(05)