一、铁钛无机交联膨润土的制备及其对COD的吸附研究（论文文献综述）
李萌[1]（2020）在《壳聚糖改性粘土和聚谷氨酸复合预处理红薯淀粉废水研究》文中研究说明淀粉作为人类生活中重要的产品应用越来越广泛,然而淀粉生产废水中有机物浓度高,极易造成严重环境污染。我国红薯淀粉生产规模大,而且主要集中在农村地区,排放产生的红薯淀粉废水是亟需解决的环境难题。由于农村红薯淀粉生产季节性强,主要集中在每年冬季10-12月份的低温时期,常规生化处理技术难以有效处理,亟需开发高效、低成本的农村红薯淀粉废水物化处理技术。为此,本论文针对农村红薯淀粉废水的水质特征,研究了壳聚糖改性粘土复合聚谷氨酸处理技术,对红薯淀粉废水取得了较好的处理效果。主要研究内容和结论如下:（1）以实验室制备的红薯淀粉废水为对象,系统研究了红薯淀粉废水的水质特征,分析了它在水解酸化过程中的变化规律。研究发现,红薯淀粉废水中有机物污染物浓度高,COD值为8179 mg/L,总氮为168.7 mg/L,总磷为63.5mg/L。红薯淀粉废水的浊度也高达2200 NTU。废水中颗粒物的粒径分布范围在0.2μm至65μm之间,粒径为5.44μm左右的颗粒物比重最高。通过zeta电位观测发现,淀粉废水的等电点（p I值）为p H=4左右。通过废水分级处理研究发现,红薯淀粉废水中的颗粒态总氮占比为40.66%,颗粒态总磷占比28.96%;表明红薯废水中大部分氮素和磷素为溶解态,而且以溶解性凯氏氮和溶解性有机磷为主。在48 h水解酸化过程中,淀粉废水p H值发生急剧降低,由6.42降至3.50;NH3-N浓度急剧增高,由6.3 mg/L升高至19.3 mg/L;浊度从1649 NTU降低到1009 NTU。然而,废水的COD,TN和TP浓度相对保持稳定,变化较小。（2）以阳离子型壳聚糖和阴离子型聚谷氨酸为混凝剂,系统研究了这两种天然高分子材料对红薯淀粉废水的复合混凝处理效果及作用机理。研究发现,阳离子型壳聚糖对红薯淀粉废水浊度去除率可达90.5%,其混凝机理主要是电中和作用;聚谷氨酸的浊度去除率可达91.8%,其混凝机理主要是架桥作用;复合混凝处理时,先投加壳聚糖再投加聚谷氨酸的复合方式效果最佳,拥有最高的去除率,应对水质变化冲击的能力也最强。浊度去除率可达到98.32%,COD,TN和TP去除率分别达到44.79%,53.44%和28.09%。经过壳聚糖-聚谷氨酸复合混凝处理,淀粉废水的COD、TN、TP和浊度浓度分别降低至4514.9mg/L、78.6 mg/L、45.7 mg/L和34.5 NTU。（3）以经过壳聚糖-聚谷氨酸复合混凝处理的尾水（上清液）为对象,选择高岭土、膨润土、沸石和凹凸棒土这四种典型粘土矿物为吸附剂,系统研究了它们对淀粉尾水中主要溶解性污染物的吸附作用。研究发现,在四种典型粘土矿物中,膨润土对淀粉尾水中COD、TN和TP的吸附去除效果最佳,去除率分别为56.3%,48.2%和28.1%;处理后水中的COD、TN和TP浓度分别为为1871.2 mg/L、39.3 mg/L和25.1 mg/L。（4）在上述研究基础上,利用壳聚糖对膨润土进行改性处理,并与聚谷氨酸进行复合混凝-吸附处理红薯淀粉废水,以期实现最优处理效果。研究发现,壳聚糖与膨润土质量比为1:5时,改性粘土对红薯淀粉废水处理效果最好。经过壳聚糖改性膨润土与聚谷氨酸复合处理,红薯淀粉废水中COD、TN、TP和浊度浓度分别为1107.8 mg/L、33.6 mg/L、27.8 mg/L和40.3 NTU,其去除率分别为86.2%、80.3%、52.3%和98%。
金朝霞[2]（2019）在《海藻酸钙固定改性膨润土对磷酸盐的吸附特性研究》文中研究说明磷作为一种不可再生的自然资源,也是水体富营养化的关键因素。随着对地表水或污水厂出水中磷去除与回收的需求日益迫切,研发水中低浓度磷的强化去除方法具有重要的环境意义。近年来,膨润土吸附磷技术因其价格低廉,环境友好而备受关注。论文在广泛深入的文献凝练基础上,以提高吸附容量,易于实现固液分离为原则,优化制备了改性膨润土和海藻酸钙固定化吸附剂颗粒,开展了初始磷酸盐浓度为0.550mg/L的吸附实验,实现了废水中磷酸盐的有效去除和磷酸盐负荷削减的良好效果。同时,吸附后的材料无二次污染,具有较好的还田回用的可行性。本文的主要研究内容和实验结论如下:（1）改性膨润土吸附剂的优化制备与吸附效能实验通过水洗提纯、钠化、铝柱撑三个过程对膨润土进行改性,优化制备了改性膨润土,吸附性能提高约85%。优化制备过程中,将膨润土与超纯水以5%（W/V）的比例在210r/min转速下振荡洗涤后,采用1mol/L的NaCl溶液对其进行钠化,降低膨润土遇水膨胀的不利影响,提高其在水中的分散性,且通过阳离子交换,Na+离子能够和膨润土中高价的Ca2+、Mg2+离子发生交换,获得阳离子交换容量更高的钠化膨润土,进一步增大后续聚合羟基铝离子的离子交换效率,提高柱撑效果,是改性膨润土吸附容量增加的主要原因。X射线荧光光谱分析表明,改性前膨润土为钙,镁基膨润土。X射线衍射分析中,改性后,膨润土的（001）面X射线衍射峰的晶面间距d值相比于改性前从1.52nm增加到1.70nm,改性过程在改变膨润土表面电荷的同时也增加了其层间距。当初始磷酸盐浓度为20mg/L,pH为3,改性膨润土投加量为1g/L时,约6小时达到吸附平衡,磷酸盐去除率为91.68%。（2）海藻酸钙固定改性膨润土颗粒吸附剂的制备与吸附效能实验将海藻酸钠与改性膨润土的混合凝胶滴入3%（w/v）氯化钙溶液中交联固化,制备固定化吸附剂颗粒。固定化吸附剂颗粒表面粗糙,凹凸不平,内部具有较高的孔隙率以及致密的网状结构。其累积孔体积,比表面积和平均孔径分别为0.04cm3/g,17.01m2/g和13.41nm,属于典型的介孔材料,孔道结构对磷酸盐的传质效果良好,磷酸盐容易被结合位点捕获。固定化吸附剂颗粒密度为1.32×103kg/m3,易于在水中实现良好的固液分离。当初始磷酸盐浓度为0.550mg/L,pH为3,温度为30oC,固定化吸附剂颗粒投加量为2g/L,转速为210r/min时,随着初始磷酸盐浓度的降低,吸附效率逐渐增高。初始浓度为0.5和1mg/L时,吸附效率均能达到100%,且吸附平衡时间分别仅需15min和24min。（3）固定化颗粒吸附剂的吸附特性实验针对初始磷酸盐浓度为550mg/L的模拟废水,固定化吸附剂颗粒对磷酸盐吸附符合伪二级动力学方程。固定化吸附剂颗粒对磷酸盐的吸附过程主要受颗粒内扩散控制。固定化吸附剂颗粒吸附磷酸盐的过程由Freundlich和Langmuir过程共同作用,饱和吸附容量为15.68mg/g。固定化吸附剂颗粒吸附磷酸根离子是自发进行的,且自发性与温度成正比。磷酸盐进入固定化颗粒吸附剂后主要通过配体交换,静电吸附,阴离子交换等过程发生吸附效应。（4）固定化吸附剂颗粒吸附实际水样中磷酸盐的实验处理某城镇污水厂二沉池出水磷酸盐吸附静态实验中,初始磷酸盐浓度为0.93mg/L,当固定化吸附剂颗粒投加量为4g/L时,吸附平衡时间为16min,磷酸盐去除率为98.81%,吸附后出水中磷酸盐浓度为0.01mg/L。在处理某水库水的静态实验中,初始磷酸盐浓度为0.52mg/L,固定化吸附剂颗粒对废水中的磷酸盐,COD和氨氮都有去除作用,各指标去除率分别为72.42%,4.75%及9.18%,表明固定化吸附剂颗粒具有一定实际应用的可行性。论文研究受重庆市技术创新与应用示范专项重点研发项目（cstc2018jszx-zdyfxmX0014）资助。目前,膨润土吸附磷酸盐废水多处于实验室研究阶段,针对实际水样或对其固定化的研究仍有待深入探讨。本论文进行了膨润土改性,并结合固定化技术制备固定化吸附剂颗粒,探究吸附材料的吸附效能与特性,能够实现了水中低浓度磷的回收利用。研究结论可为水中磷资源回收尤其是低浓度含磷废水的处理提供一定的理论技术支撑。
李元璐[3]（2019）在《磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂的制备及其应用研究》文中研究表明随着我国工业水平的快速发展,工业废水量在逐渐增加,废水成分也日趋复杂,处理难度持续加大。面对我国人均可用淡水量的严重不足的现状,进一步提高工业废水的无害化处理效率已经迫在眉睫。混凝法一直以来都是高效处理工业废水的方法之一,但现有的混凝剂存在加量大、处理效率低、难以适应越来越复杂的废水环境等问题,因此利用多种优势技术相结合的方式,开发一种多功能高效复合混凝剂对高效处理工业废水和保护淡水资源具重要意义。本文以传统聚硅酸铝为基础,通过引入磁性颗粒,增加产品磁性;引入阳离子季铵盐以增加产品的电荷量,引入环糊精以增加产品的吸附性,制备了一种带吸附功效的高效磁性复合混凝剂——磁性阳离子聚硅酸铝（GSPSA-MNPs）。利用自制的聚硅酸铝、环糊精聚合物和购置的纳米四氧化三铁为原料,制备得到了磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂GSPSA-MNPs,同时得了磁性聚硅酸铝（PMNPs）、阳离子聚硅酸铝（GSPSA）。利用膨润土模拟废水优化了物料配比和制备工艺参数:活化 pH 为 1.5、Si02 为 1.8%（wt）、活化时间 5h、Si/Al=1:1.8、熟化时间 10h;β-CD/SA/GTA=1:3:3、反应温度 70℃;GEPCD/PSA/MNPs=4:3:1、改性温度 20℃和改性时间 30min。并利用FT-IR、XRD、SEM、Zeta电位对GSPSA-MNPs进行了表征;结果表明,制备的GSPSA-MNPs是以Si-O-Fe化学键结合而成的带有一定正电荷的纳米级磁性聚合物,其主要为直径为60nm左右的球状结构,且表面含有大量-OH活性基团和空腔结构。利用制得的样品对膨润土和p-Nph模拟废水进行混凝实验。发现引入的MNPs增加絮体沉降的速度,环糊精增强了样品的吸附性能,使得GSPSA-MNPs较PSA拥有更好的去浊和去酚能力,且处理效率得到了提高。为了对比合成类复合混凝剂与复配类混凝剂的差别,利用 PSA、PMNPs 与 CPAM 复合得到了 PSA-CPAM60 和 PMNPs-CPAM40,并对膨润土和p-Nph模拟废水进行混凝实验,发现两者对浊度和p-Nph的去除率最大可达到96.02%和12.36%,但浊度去除效果依然不如GSPSA-MNPs,对p-Nph吸附去除效果上,更是远低于GSPSA-MNPs,再次体现了 GSPSA-MNPs较好的混凝和吸附性能。以实际的采出废水为处理对象,用RSM法优化了三种复合混凝剂处理油田采出水的pH值、投加量、静置时间。在最佳使用条件下三种复合混凝剂GSPSA-MNPs、PSA-CPAM60和PMNPs-CPAM40对采出水的浊度去除率最大分别为96.22%、94.25%、94.31%;对TOC的去除率分别为96.54%、85.32%、92.14%;对Ca2+的去除率分别为86.95%、89.32%、82.24%;同时三者所产生絮体的平均含水率分别为71.1%、80.2%、87.26%,对于浊度、TOC和Ca2+的去除均表现良好,且GSPSA-MNPS所得絮体的含水率远低于常规水平。处理后,采出水各项污染指标大幅度下降,水质较处理前有较大改善,说明将GSPSA-MNPs用在油田采出水的处理中是可行的。
宋纯利[4]（2019）在《新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理》文中指出印染废水已成为我国工业废水的主要排放源之一,为此,本学位论文以印染废水净化需求的发展新趋势为导向,选择来源广泛、环保无毒以及可塑性强的天然高分子棉材料为基础,通过分子和微观结构改性,实现棉的高度阳离子化,赋予其对染料的高吸附特性,以此强化对印染废水的净化处理。开展了聚阳离子棉基吸附剂合成、性能及作用机理的研究。具体的研究包括以下几个方面:第一,反应性较高阳离子度接枝棉的合成、性能及作用机理依托自主创新的专利技术,设计以三乙醇胺作为新的反应介质,降低棉的结晶度来提高接枝反应效率。将一种含有不饱和双键的反应性阳离子单体（3-氯-2-羟丙基甲基二烯丙基氯化铵）共价接枝至棉结构中,获得反应性高度阳离子化接枝棉（G-cotton）,阳离子取代度为0.067,属于较高的阳离子取代度范围。一方面,基于G-cotton高密度阳离子化的静电吸附效应,用于净化印染废水时,其吸附容量是未处理棉的145.2倍,也是目前常用活性炭吸附剂材料的15.7倍。另一方面,基于G-cotton结构中不饱和双键的可反应性,可以为下阶段进一步衍生性能更优的棉基吸附剂产品奠定扎实的基础。第二,聚阳离子棉的合成、性能及作用机理为了实现棉的聚阳离子化:将G-cotton与一种常规的阳离子单体（二甲基二烯丙基氯化铵）在棉表面进行原位共聚反应,获得一种聚阳离子棉基吸附剂（PC-cotton）。阳离子取代度为0.129,是阳离子化接枝棉G-cotton的1.9倍。吸附容量是活性炭的17.4倍,是未处理棉的160.5倍。PC-cotton结构中聚阳离子链段对水中阴离子染料产生了新的静电诱导吸引效应,加快了对染料的捕获作用,使其吸附速率比G-cotton提高了2.8倍。第三,长链烷基化聚阳离子棉的合成、性能及作用机理在同一反应体系中,将G-cotton与将一种含长链烷基的阳离子单体（十四烷基烯丙基二甲基氯化铵）进行表面自由基共聚,平行获得长链烷基化聚阳离子棉基吸附剂（LP-cotton）和聚十四烷基烯丙基二甲基氯化铵（PTADMAC）絮凝剂等两种净水剂材料。LP-cotton用于印染废水净化的吸附剂材料时,由于表面活性化的吸附效应,其吸附容量比未处理棉及活性炭分别提高了570.2倍和61.6倍,也比前期2种同系列产品即G-cotton和PC-cotton分别提高了4.7倍和3.5倍,表现出优越的吸附净水性能。组合使用LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂时,净水时间大幅缩短至10 s,使印染溶液几乎立即变得清澈,与单独使用吸附剂或絮凝剂相比,更加全面地增强了对印染废水的净化效果。第四,多维聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理将G-cotton与一种交联性阳离子单体（三甲基三烯丙基甲基氯化铵）进行表面交联共聚反应,获得多维聚阳离子化棉基吸附剂（PT-cotton）。基于聚阳离子结构的表面凝胶吸附效应,以此大幅提高了PT-cotton的吸附能力。PT-cotton的吸附容量分别比未处理棉及活性炭提高了1344.1倍及145.3倍,也分别比前期获得的3种同系列产品即G-cotton、PC-cotton及LP-cotton进一步提高了11.05倍、7.25倍及2.53倍。第五,远程诱导性聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理将G-cotton与一种含“长臂”柔性链段的阳离子单体（丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵）进行共聚反应,获得新型“长臂”柔性聚阳离子化棉PA-cotton。基于PA-cotton的柔性“远程”吸附效应,致其吸附容量分别比前期获得的4种同系列产品,即G-cotton、PC-cotton、LP-cotton及PT-cotton进一步提高了24.2倍、14.6倍、5.1倍及2.0倍。同时,PA-cotton的吸附速率也比前期获得的4种同系列产品即G-cotton、PC-cotton、LP-cotton及PT-cotton分别提高了17.9倍、6.4倍、5.2倍及34.0倍。因此,PA-cotton在提高吸附容量和吸附速率方面均实现了突破。
朱丽莎[5]（2017）在《高效微波辐射制备改性钠基膨润土及其吸附性能研究》文中研究指明磷是引起水体富营养化最主要的营养物质,随着国家对磷排放标准要求越来越严格,人们对磷污染越来越重视。生活污水产生的磷是磷主要的来源之一,其特点是成分复杂,磷难以达标排放。除磷的方法非常多,其中吸附法具有操作简捷、无二次污染等无可比拟的优势。膨润土是以蒙脱石为主要矿物成分的非金属矿产,全球分布甚广,主要以钠基膨润土（SB）为常见工业品,且具有良好的吸附性能,价格低廉。但由于膨润土的亲水性极强,致使其对废水中污染物的吸附性能较差,因此通过对膨润土进行改性来改善其吸附性能具有重大意义。为了制备性能良好且稳定的环保吸附磷材料,探索简化制备过程、缩短制备周期的方法和磷的吸附规律,本论文采用高效微波辐射和水浴振荡两种方法,分别以硫酸铁和硫酸铝为改性剂,对SB进行改性,制得硫酸铁改性钠基膨润土（Fe-MSB）和硫酸铝改性钠基膨润土（Al-MSB）。采用单因素实验,以Fe-MSB和Al-MSB对模拟含磷废水中磷的去除率为验证效果,探索最佳制备条件。通过对比吸附剂的制备周期、去除磷效果和一系列表征,分析改性机理和吸附性能,筛选出最佳吸附剂—Fe-MSB。采用单因素试验,分别探讨Fe-MSB对模拟含磷废水和生活污水的最佳吸附条件。运用吸附动力学和热力学对吸附过程进行分析。研究得出以下结论:（1）高效微波辐射法制备Fe-MSB的最佳条件:硫酸铁投加量为0.8g/10gSB,微波功率为119W,微波时间为6min;高效微波辐射法制备Al-MSB的最佳条件:硫酸铝投加量为1.0g/10gSB,微波功率为280W,微波时间为7min。水浴振荡法制备Fe-MSB1的最佳条件:硫酸铁投加量为0.8g/10gSB,振荡速率为120r/min,振荡时间为3.0h,水浴温度为298K;水浴振荡法制备Al-MSB1的最佳条件:硫酸铝投加量为1.0g/10gSB,振荡速率为120r/min,振荡时间为3.0h,水浴温度为298K。高效微波辐射法制备周期为12h,水浴振荡法制备周期为16h,高效微波辐射法制备吸附剂效率高于水浴振荡法。（2）采用高效微波辐射法制备的SB0、Al-MSB和Fe-MSB对磷的去除率分别4%、98.82%和99.92%,采用水浴振荡法制备的SB1、Al-MSB1和Fe-MSB1对磷的去除率分别3.27%、98.71%和99.13%。高效微波辐射法制备吸附剂的效率和吸附剂除磷效率都比水浴振荡法的好。最佳制备方式选定为高效微波辐射法。Al-MSB、Fe-MSB和未改性的SB的XRD、SEM、IR和比表面积表征表明:Al-MSB和Fe-MSB与未改性的SB相比,吸附剂层间距变大,孔道和孔隙结构得到了改善,且其中的层间元素发生变化,-OH键强度增加以及峰位发生偏移,比表面积增大。且Fe-MSB的吸附性能高于Al-MSB。最佳吸附剂采用Fe-MSB。（3）Fe-MSB吸附磷含量为25mg/L的模拟废水中磷的最佳条件为:Fe-MSB投加量为20g/L、初始pH=6、振荡速率为120r/min、振荡时间为120min和温度为303K,在此最佳条件下,Fe-MSB对磷去除率为98.67%,水中磷残留浓度为0.33mg/L。（4）Fe-MSB处理P含量为10mg/L和COD含量为180mg/L的生活污水中P和COD的最佳条件为:Fe-MSB投加量为40g/L、初始pH=6、振荡速率为120r/min、振荡时间为30min和温度为303K,在此最佳条件下,Fe-MSB对生活污水中P和COD的去除率分别为100%和74.09%,水中P和COD的残留浓度分别为0和46.64mg/L。（5）利用动力学方程和吸附等温方程对Fe-MSB吸附磷的过程进行拟合,结果表明Fe-MSB对磷的吸附符合准二级动力学方程,并且Fe-MSB吸附磷过程是一个自发进行、吸热、不可逆的过程。
彭亚莉[6]（2017）在《改性膨润土作为PRB介质去除地下水重金属的试验研究》文中提出我国是全球淡水资源储量丰富的国家,位居全球第四,但也是全球人均淡水资源最匮乏的国家之一。随着城市化建设不断的加快、工业化的迅猛发展及矿场的开采与冶炼等因素,地下水重金属污染问题日益严峻。地下水的污染修复关系全人类发展的福祉,对地下水污染的修复迫在眉睫。可渗透反应墙技术（Permeable Reactive Barrier,PRB）是一种新型的地下水原位修复技术,也是当前地下水污染修复的研究热点,具有低能源消耗、低成本、与地表环境不会产生交叉污染等优点。膨润土是我国储量丰富的一种矿物粘土,也是一种吸附剂,具有价格便宜、吸附容量大、良好的离子交换能力和对环境无毒无害等优点,在水污染修复方面应用前景广阔。实验以受到铜镉铅污染的地下水作为处理对象,以河南郑州某商品膨润土为原土,以Mg-Al、Fe-Al（1）和Fe-Al（2）三组多羟基聚合物为柱撑改性剂对膨润土进行改性;对改性膨润土进行一系列影响吸附效果的因素进行探讨研究;用改性膨润土作为PRB的反应介质对地下水重金属污染进行PRB柱模拟试验,探讨PRB对地下水污染修复的可行性与有效性,得到以下结论:（1）由正交试验可得,悬浮液浓度、柱撑温度、老化温度、老化时间四个因素对膨润土的改性都有不同程度的影响。膨润土最佳改性条件为:改性剂:Mg-Al聚合羟基改性剂;悬浮液浓度:3g/L;柱撑温度:（90±1）℃;老化温度:（90±1）℃;老化时间:36h。通过对Mg-Al、Fe-Al（1）和Fe-Al（2）三组改性膨润土中各自最佳的一组进行单因素试验,结果表明反应温度、溶液pH值的增大能提高膨润土对重金属离子的吸附率。投加量、反应时间的增大在一定程度上能提高吸附率,但超过此程度,吸附率维持稳定不在加大。通过对改性膨润土、原土进行X-衍射射线（XRD）与扫描电镜（SEM）分析,改性后的膨润土层间距增大,吸附能力提高,提高了膨润土对地下水污染的修复能力。（2）利用Mg-Al改性膨润土、活性炭、石英砂及铁粉作为PRB模拟柱的反应介质,探讨不同介质比对处理重金属单一污染和复合污染的可行性与时效性。试验结果证明Mg-Al改性膨润土作为介质处理被污染的地下水是可行的。当反应介质为膨润土+石英砂时,反应柱在运行几天后产生堵塞,反应终止;当反应介质为膨润土+活性炭+石英砂时,重金属的整体去除率随膨润土量减少或活性炭量的增加而降低;当介质为膨润土+活性炭+石英砂+铁粉时,重金属的整体去除率高于反应介质为膨润土+活性炭+石英砂时的整体去除率,铁粉的增加提高了反应介质对重金属的去除。改性膨润土、活性炭吸附作用与零价铁的氧化还原作用三者的协同作用降低了地下水中的重金属的量。
吴光锋[7]（2015）在《掺Al-TiO2改性膨润土制备及其去除微污染水中NH4+和CODMn的研究》文中提出近年来,随着社会的发展、城市进程的加快以及农用化学品种类和数量的增加,水源水的污染问题日益严重,更多的城镇饮用水源水质变成微污染水,这直接危害着饮用者的身体健康。微污染水的主要污染物是有机物和氨氮,而常规水处理工艺并不能有效的去除氨氮和有机物。因此,迫切需要研究开发一种新型的除污染新工艺功能材料。本课题选取钠基膨润土为原材料,Ti02和AlCl3·6H2O作为改性剂,采用微波辐射加热方法制备微波掺Al-TiO2改性膨润土（以下简称“改性膨润土”）。以对微污染水中CODMn和NH4-N的去除效果为评价指标,制备用于去除微污染水体中氨氮和有机物（CODMn）的新型水处理剂。并对改性膨润土制备的工艺条件进行了优化分析；且对改性前后的膨润土表面形态和内部结构进行表征,通过两者间的表征结果对比分析,初步探讨其改性机理；还考察各反应条件对改性膨润土去除微污染水中氨氮和有机物（CODMn）去除效果的影响,探讨其去除机理。改性膨润土的制备实验结果显示,去除微污染水中初始浓度为15 mg/L的CODMn和初始浓度为5 mg/L的NH4-N,改性膨润土的沉降性能良好,最佳的制备工艺条件为：T/S=13 mmol/lOg, Q=260W, Al=2mmol/10g, t=8min, L/S=9mL/g, K=40%。利用X-射线能谱（EDS）、扫描电子显微镜（SEM）、红外光谱（FT-IR）、X-射线衍射（XRD）、N2吸附-脱附、差热热重（DSC-TGA）等手段对改性前后膨润土进行表征,结果表明：膨润土经改性后,表面特性发生明显变化,改性膨润土中的改性剂已进入到膨润土层间,与蒙脱石骨架发生成键反应,形成Ti—O—Si键；改性膨润土的层间距由1.280 nm增大至1.533 nm,比表面积由39.66 m2·g-1增大至72.05 m2·g-1,孔隙体积由0.1034 cm3·g-1增大至0.1405 cm3·g-1,而原土的基本孔结构没有改变,膨润土的BJH脱附孔径分布呈最可几分布,仍属介孔范畴,且热稳定性较改性前明显提高。考察各反应条件对去除微污染水中NH4+和CODMn的影响,结果表明：改性膨润土可同步去除微污染水中有机物和氨氮,但对有机物具有良好的去除效果,而对氨氮的去除效果一般；去除率随着PAC投加量和改性膨润土投加量的增大而增大,当达到最大值后,再增加投加量,对NH4-N和CODMn去除率的影响效果不明显；混合组分液中,低CODMn浓度有利于NH4-N的去除,而NH4-N初始浓度的高低,会影响到混合组分液的酸碱度,从而影响到微污染水中NH4-N和CODMn的去除率；pH值在5.0～6.0范围内对CODMn的去除效果最佳,pH值在6.0～8.0范围内对NH4-N的去除效果最佳；沉淀30min前,浊度的去除率增长比较显着,随着沉淀时间的增加,浊度的去除率趋于平衡,而CODMn和NH4-N的去除率反而有下降的趋势；随着反应时间和中速搅拌速度的增大,改性膨润土对NH4-N和CODMn的去除率逐渐增大,达到峰值后,再逐渐降低；而随着反应温度的升高,改性膨润土对NH4-N和CODMn的去除率逐渐降低；另外,改性膨润土与PAC在不同投加顺序下对NH4-N和CODMn的去除率相差不大。
郭桂新[8]（2013）在《钛交联膨润土负载Ni基催化剂催化噻吩加氢脱硫和苯加氢反应的研究》文中研究表明膨润土是一种天然粘土矿产资源,人们可以根据需要对天然膨润土进行酸化或交联处理,改变层间阳离子的类型来改善其性能,从而获得新型膨润土复合材料以满足众多领域的应用和科学研究。本文首先以钛交联膨润土为载体,以噻吩加氢脱硫为探针反应,考察了负载型Ni2P催化剂对噻吩转化率的催化活性。结果发现相对于传统催化剂载体A1203和Si02,高比表面积的钛交联膨润土作载体的Ni2P比传统催化剂载体负载的Ni2P催化剂活性更高。以钛交联膨润土为载体时Ni-P在更低温度下就可以还原生成主要的活性相Ni2P,而不会生成其他Ni-P化合物,并且能较好分散在载体的表面。因此钛交联膨润土是一种较好的噻吩加氢脱硫催化剂的载体。以苯加氢反应为探针反应,考察添加了稀土元素的钛交联膨润土和Ni/Al2O3负载Ni催化剂对苯的转化率的影响。结果表明,Ni/Ti-NaBen和Ni/RE-Ti-NaBen的苯加氢活性均比Ni/Al2O3的活性高。相对于钛交联膨润土负载Ni,添加了稀土元素的Ni催化剂对苯加氢反应活性有影响,La元素的添加会使苯加氢的活性升高。以苯加氢反应为探针反应,考察添加了Fe元素的钛交联膨润土负载Ni催化剂对苯的转化率的影响。结果发现Fe元素的加入影响了Ni物种的还原,没有使苯加氢活性升高。
李利明[9]（2012）在《聚羟基铁—壳聚糖改性膨润土的制备及其吸附性能研究》文中提出本文以广西宁明膨润土为原料,以壳聚糖和聚羟基铁离子为改性剂,采用微波法制备了聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土；通过X射线衍射分析、红外光谱分析等测试技术对聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土进行结构表征。以模拟废水（活性艳红X-3B废水、含Cr （Ⅵ）废水、2,4-二氯苯酚和Cd2+共存体系）和实际废水—缫丝废水为处理对象,研究了聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的吸附性能。主要研究内容如下：1、探索了微波合成聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的制备条件,确定了最佳制备条件。2、对聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土进行了结构表征,XRD谱图分析表明：钠化膨润土经聚羟基铁和壳聚糖改性后,层间距明显增大,表明聚羟基铁和壳聚糖已进入膨润土层间。红外光谱分析结果表明,壳聚糖与膨润土发生了静电作用。3、研究了聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对活性艳红X-3B、Cr（Ⅵ）及2,4-二氯苯酚和Cd2+共存体系的吸附性能。考察了吸附剂的投加量、溶液pH值、吸附时间等因素对聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土吸附性能的影响。研究结果表明,聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对活性艳红X-3B具有良好的吸附能力,脱色率可达93.5%,其等温吸附线符合Langmuir吸附等温方程；聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对Cr（Ⅵ）去除率最高可达94.25%,Langmuir等温方程和Freundlich等温方程都能很好地描述吸附模型；聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对水中2,4-二氯苯酚和Cd2+的协同吸附效果好,2,4-二氯苯酚的去除率可达90.25%,Cd2+的去除率可达96.40%,其等温吸附线符合Langmuir吸附等温方程。4、研究了聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对实际废水—缫丝废水的吸附性能,结果表明,在最佳处理条件下,聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对缫丝废水COD的去除率可达90.56%。与原土、钠化膨润土相比,聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对缫丝废水的处理能力显着提高。
李婷[10]（2012）在《两性修饰膨润土对苯酚和Cd（Ⅱ）的平衡吸附特征》文中研究说明有机物、重金属复合污染已成为当今土壤/水环境污染的主要形式，由于有机污染物的疏水性和重金属离子的亲水性，使得常规吸附的方法难以同时有效去除环境中的有机污染物和重金属离子，因此对于有机物、重金属复合污染的同时治理已经成为当前环境研究的难点之一。本文通过采用中长碳链的十二烷基二甲基甜菜碱（BS-12）和长碳链的十八烷基二甲基甜菜碱（BS-18）分别修饰膨润土，制得具有两性吸附性能的新型膨润土吸附材料，通过有机碳含量、X射线衍射及红外光谱分析表征了两性修饰土的结构；以批处理法深入研究了两性修饰土样对苯酚、Cd2+在单一、复合污染条件下的吸附规律，考察了修饰比例、温度、pH和离子强度这4个因素对吸附的影响，并从吸附等温线和吸附热力学角度探索了其吸附机制，试图为开发新型具有两性吸附能力的吸附剂及其在环境污染治理中的应用提供理论依据。论文取得的结果如下：（1）两性修饰膨润土样的有机碳含量、层间距与修饰比例呈正相关；XRD分析表明，两性表面活性剂对膨润土表面的修饰由0增至150%存在两种吸附模式：当修饰比例小于100%CEC时，两性表面活性剂主要通过插层方式进入到膨润土层间；当修饰比例超出100%CEC时，两性修饰剂插层进入膨润土层间已经不是主要修饰方式，而可能主要通过疏水键形式吸附在膨润土的外表面。（2）两性修饰膨润土样对苯酚的吸附能力显着增强。采用同一两性表面活性剂修饰膨润土时，各供试土样对苯酚的平衡吸附量与修饰比例呈正相关，以BS-12修饰有150BS-12>100BS-12>50BS-12>25BS-12>CK，以BS-18修饰有150BS-18>100BS-18>50BS-18>25BS-18>CK；当以相同修饰比例的BS-12和BS-18分别修饰膨润土时，同等实验条件下修饰土样对苯酚的吸附量随两性修饰剂碳链的增长而增大，如150BS-18>150BS-12、100BS-18>100BS-12、50BS-18>50BS-12、25BS-18>25BS-12。Henry模型适合用来描述两性修饰土样对苯酚的平衡吸附。苯酚在两性修饰土样上的吸附以分配作用为主，温度、pH升高均不利于苯酚的吸附，离子强度增大可促进苯酚的吸附。Cd2+的存在对BS-18修饰土样吸附苯酚具有促进作用，而对2个温度下150BS-12土样和40℃50BS-12土样吸附苯酚具有抑制作用，对其余BS-12修饰土样吸附苯酚具有促进作用。热力学参数表明，两性修饰膨润土样对苯酚的吸附是一个自发的、放热的物理吸附过程。（3）两性修饰膨润土样存在着对Cd2+吸附能力降低的趋势，采用同一两性表面活性剂修饰膨润土时，各供试土样对Cd2+的平衡吸附量在100%CEC修饰比例前与修饰比例呈正相关，100%CEC修饰比例后则呈负相关；当以相同修饰比例的BS-12和BS-18分别修饰膨润土时，同等实验条件下修饰土样对Cd2+的吸附量在低修饰比例下与两性修饰剂的碳链长度规律不明显，而在高修饰比例下与两性修饰剂的碳链长度呈正相关。Cd2+的平衡吸附可用Langmuir模型来描述。Cd2+在两性修饰土样上的吸附是层间离子交换吸附和疏水键作用两种机制的竞争作用结果。苯酚的共存对低修饰比例土样吸附Cd2+具有抑制作用，而对高修饰比例土样吸附Cd2+具有促进作用。两性修饰土样对Cd2+吸附增温不敏感，对Cd2+的吸附量随pH的升高、离子强度的减小而增大。热力学参数表明，两性修饰膨润土样对Cd2+的吸附是熵增控制的自发过程。
二、铁钛无机交联膨润土的制备及其对COD的吸附研究（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、铁钛无机交联膨润土的制备及其对COD的吸附研究（论文提纲范文）
（1）壳聚糖改性粘土和聚谷氨酸复合预处理红薯淀粉废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 论文创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 薯类淀粉的生产特点 |
| 1.1.2 薯类淀粉废水水质特征 |
| 1.2 淀粉废水处理现状 |
| 1.2.1 生化法 |
| 1.2.2 物化法 |
| 1.3 天然高分子混凝剂研究进展 |
| 1.3.1 壳聚糖研究进展 |
| 1.3.2 聚谷氨酸研究进展 |
| 1.4 粘土矿物吸附剂研究进展 |
| 1.4.1 常见粘土矿物的结构特征 |
| 1.4.2 粘土矿物的改性研究 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 红薯淀粉废水的水质分析及其水解酸化过程研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 水质分析实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 淀粉废水水质分析 |
| 2.3.2 废水的水解酸化过程研究 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 壳聚糖和聚谷氨酸对红薯淀粉废水的复合混凝作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 混凝实验 |
| 3.2.4 沉淀物组份分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料表征 |
| 3.3.2 单独投加混凝 |
| 3.3.3 复合混凝 |
| 3.3.4 沉淀物的组份分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 粘土矿物对红薯淀粉废水溶解性污染物的吸附作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 吸附处理试验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 粘土样表征 |
| 4.3.2 上清液水质分析 |
| 4.3.3 吸附预实验 |
| 4.3.4 吸附因素实验 |
| 4.3.5 吸附效果优化 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 壳聚糖改性粘土与聚谷氨酸复合处理红薯淀粉废水研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 改性粘土的制备 |
| 5.2.4 改性粘土的表征 |
| 5.2.5 混凝过程研究 |
| 5.2.6 吸附过程研究 |
| 5.2.7 复配处理研究 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 改性粘土表征 |
| 5.3.2 改性粘土混凝过程研究 |
| 5.3.3 改性粘土吸附过程研究 |
| 5.3.4 复配处理研究 |
| 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主要科研成果 |
| 致谢 |
（2）海藻酸钙固定改性膨润土对磷酸盐的吸附特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 磷资源与水体磷污染 |
| 1.1.1 磷循环与磷资源现状 |
| 1.1.2 磷的存在形式与水体磷污染 |
| 1.2 磷回收技术研究现状 |
| 1.2.1 磷回收技术概述 |
| 1.2.2 磷回收技术方法研究现状 |
| 1.3 膨润土吸附磷技术方法研究进展 |
| 1.3.1 膨润土晶体结构及特性 |
| 1.3.2 膨润土改性的磷吸附技术 |
| 1.3.3 膨润土固定化技术现状 |
| 1.4 课题的提出及与研究内容 |
| 1.4.1 课题的提出 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验水样 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 主要水质指标检测方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 改性膨润土的优化制备与表征 |
| 2.3.2 改性膨润土的吸附性能实验 |
| 2.3.3 固定化吸附剂颗粒的制备及表征 |
| 2.3.4 固定化吸附剂颗粒的吸附性能实验 |
| 3 改性膨润土的优化制备与吸附性能研究 |
| 3.1 膨润土改性前后的表征 |
| 3.1.1 膨润土改性前后的XRF分析 |
| 3.1.2 膨润土改性前后的XRD分析 |
| 3.1.3 膨润土改性前后的TG-DSC分析 |
| 3.1.4 膨润土改性前后的FTIR分析 |
| 3.2 改性膨润土的吸附性能分析 |
| 3.2.1 初始p H对改性膨润土吸附性能的影响 |
| 3.2.2 吸附反应时间对改性膨润土吸附性能影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 固定化吸附剂颗粒的表征及其吸附性能研究 |
| 4.1 固定化吸附剂颗粒的理化特性表征 |
| 4.1.1 固定化吸附剂颗粒的表观特性 |
| 4.1.2 固定化吸附剂颗粒的SEM分析 |
| 4.1.3 固定化吸附剂颗粒的BET分析 |
| 4.2 固定吸附剂颗粒的吸附性能研究 |
| 4.2.1 初始p H对固定化吸附剂颗粒吸附性能的影响 |
| 4.2.2 初始磷酸盐浓度对固定化吸附剂颗粒吸附性能的影响 |
| 4.3 固定化吸附剂颗粒对磷酸盐吸附过程特性 |
| 4.3.1 吸附动力学 |
| 4.3.2 吸附等温线 |
| 4.3.3 吸附热力学 |
| 4.4 吸附机理初探 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 固定化吸附剂颗粒对实际废水中的磷吸附 |
| 5.1 污水厂二沉池出水的磷吸附特性 |
| 5.1.1 污水厂二沉池出水水质特征 |
| 5.1.2 固定化吸附剂颗粒对水中磷的吸附效能分析 |
| 5.2 水库水中的磷吸附特性 |
| 5.2.1 水库水的水质特征 |
| 5.2.2 固定化吸附剂颗粒处理水库水体效能分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读硕士学位期间发表的论文题目 |
| B.作者在攻读硕士学位期间获得的专利 |
| C.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（3）磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂的制备及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 混凝法的发展与应用现状 |
| 1.3 混凝剂的分类与发展现状 |
| 1.3.1 混凝剂种类 |
| 1.3.2 无机混凝剂的发展状况 |
| 1.3.3 有机混凝剂的发展现状 |
| 1.3.4 生物混凝剂的发展状况 |
| 1.4 混凝剂的发展趋势 |
| 1.4.1 复合混凝剂的发展现状 |
| 1.4.2 聚硅酸铝类复合混凝剂发展状况 |
| 1.5 磁混凝技术的发展与应用 |
| 1.5.1 磁混凝处理效果影响因素 |
| 1.5.2 磁混凝在废水处理中应用 |
| 1.6 β-环糊精在水处理领域的应用现状 |
| 1.7 吸附型混凝剂的发展趋势 |
| 1.8 研究目的意义和研究内容 |
| 1.8.1 研究目的意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品和仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 混凝实验方法 |
| 2.2.2 分析测试方法 |
| 第3章 磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂的制备及表征 |
| 3.1 磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂的制备方法 |
| 3.1.1 聚硅酸铝(PSA)制备 |
| 3.1.2 阳离子环糊精聚合物(GEPCD)的制备 |
| 3.1.3 复合磁性阳离子聚硅酸铝(GSPSA-MNPs)制备 |
| 3.2 磁性阳离子聚硅酸铝的制备工艺优化 |
| 3.2.1 聚硅酸铝制备 |
| 3.2.2 阳离子环糊精聚合物的制备 |
| 3.2.3 复合磁性阳离子聚硅酸铝(GSPSA-MNPs)制备 |
| 3.3 磁性阳离子聚硅酸铝(GSPSA-MNPs)的表征 |
| 3.3.1 红外光谱分析 |
| 3.3.2 X射线衍射分析 |
| 3.3.3 扫描电镜分析 |
| 3.3.4 Zeta电位分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 磁性阳离子聚硅酸铝混凝性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模拟废水性质 |
| 4.3 磁性阳离子聚硅酸铝使用影响因素研究 |
| 4.3.1 pH的影响 |
| 4.3.2 温度的影响 |
| 4.3.3 加量的影响 |
| 4.3.4 沉降时间的影响 |
| 4.3.5 废水成份的影响 |
| 4.3.6 污染物初始浓度的影响 |
| 4.4 聚硅酸铝、磁性聚硅酸铝复合阳离子聚丙烯酰胺的研究 |
| 4.4.1 PSA、PMNPs、CPAM混凝性能对比 |
| 4.4.2 PSA与CPAM复合比例对混凝性能的影响 |
| 4.4.3 废水pH值对PSA-CPAM60混凝性能的影响 |
| 4.4.4 PMNPs与CPAM复合比例对混凝性能的影响 |
| 4.4.5 废水pH值对PMNPs-CPAM40混凝性能的影响 |
| 4.5 三种复合混凝剂体系对浊度的去除情况对比 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 复合混凝剂混凝处理采出水的研究 |
| 5.1 序言 |
| 5.2 实验用采出水基本情况 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 复合混凝剂对采出水的浊度去除对比研究 |
| 5.3.2 复合混凝剂对采出水TOC去除对比研究 |
| 5.3.3 复合混凝剂对采出水Ca~(2+)去除对比研究 |
| 5.3.4 RSM法探究三种复合体系处理采出水的最佳使用条件 |
| 5.3.5 复合混凝剂对采出水浊度、TOC和Ca~(2+)的去除情况 |
| 5.3.6 混凝处理前后水质主要指标对比 |
| 5.3.7 复合混凝剂处理采出水所得絮体的含水情况 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
（4）新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水污染概况 |
| 1.2 印染废水的处理方法及材料 |
| 1.2.1 絮凝沉降法 |
| 1.2.2 氧化分解法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 生化法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 本学位论文的工作构想及意义 |
| 2 反应性高阳离子度接枝棉的合成、性能及作用机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原料和仪器 |
| 2.3 实验方案设计 |
| 2.3.1 接枝阳离子单元—阳离子单元A的设计与制备 |
| 2.3.2 棉表面的接枝阳离子化工艺及净水应用 |
| 2.3.3 吸附机理研究方案 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 G-cotton的制备方法 |
| 2.4.2 G-cotton吸附性能的测试 |
| 2.4.3 G-cotton的吸附机理研究方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 反应性高阳离子度接枝棉G-cotton的制备 |
| 2.5.2 G-cotton的吸附性能 |
| 2.5.3 G-cotton的吸附机理模型 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 聚阳离子棉的合成、性能及作用机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原料和仪器 |
| 3.3 研究方案设计 |
| 3.4 实验方法 |
| 3.4.1 聚阳离子棉PC-cotton的制备 |
| 3.4.2 PC-cotton的吸附性能研究 |
| 3.4.3 PC-cotton的吸附机理研究方法 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 聚阳离子棉(PC-cotton)的合成 |
| 3.5.2 PC-cotton的结构表征 |
| 3.5.3 PC-cotton的吸附能力分析 |
| 3.5.4 PC-Cotton吸附机理模型的构建 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 长链烷基化聚阳离子棉的合成、性能及作用机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原料和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂的平行合成 |
| 4.3.2 单独使用LP-cotton吸附剂净化印染废水 |
| 4.3.3 单独使用PTADMAC絮凝剂净化印染废水 |
| 4.3.4 组合使用LP-cotton吸附剂与PTADMAC絮凝剂净化印染废水 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂的平行合成 |
| 4.4.2 单独使用LP-cotton吸附剂对印染废水的净化性能 |
| 4.4.3 单独使用PTADMAC絮凝剂对印染废水的净化性能 |
| 4.4.4 组合使用LP-cotton和 PTADMAC对印染废水的净化性能 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 多维聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 原料和仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的一锅法合成方法 |
| 5.3.2 PT-cotton和PTAMAC的吸附能力实验 |
| 5.3.3 PT-cotton和PTAMAC的吸附机理实验 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的一锅合成 |
| 5.4.2 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的结构分析 |
| 5.4.3 PT-cotton和PTAMAC的吸附能力 |
| 5.4.4 PT-cotton和PTAMAC的吸附等温线 |
| 5.4.5 PT-cotton和PTAMAC的吸附热力学 |
| 5.4.6 PT-cotton和PTAMAC的吸附动力学 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 远程诱导性聚阳离子棉的合成、性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 原料和仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 PA-cotton的合成 |
| 6.3.2 PA-cotton的吸附性能 |
| 6.3.3 PA-cotton的吸附机理 |
| 6.3.4 PA-cotton的回收利用 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 PA-cotton吸附剂的合成 |
| 6.4.2 PA-cotton吸附剂的结构分析 |
| 6.4.3 PA-cotton的吸附能力 |
| 6.4.4 PA-cotton的吸附机理模型 |
| 6.4.5 PA-cotton的回收利用 |
| 6.4.6 PA-cotton净化印染废水时的微观结构转变 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 本论文的研究进展 |
| 7.2 本论文的创新点 |
| 7.3 本论文的发展趋势 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| A 主要原料 |
| B 主要仪器 |
| C 分析与表征方法 |
| 在读期间期间公开发表论文(着)及科研情况 |
（5）高效微波辐射制备改性钠基膨润土及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.1.1 磷的来源、危害及处理方法 |
| 1.1.1.1 水体中磷的来源和形态 |
| 1.1.1.2 磷污染及其危害 |
| 1.1.1.3 除磷技术 |
| 1.1.2 膨润土的简介与改性方法 |
| 1.1.2.1 膨润土的简介 |
| 1.1.2.2 膨润土改性方法 |
| 1.1.3 微波性质及其改性膨润土机理 |
| 1.1.3.1 微波的性质 |
| 1.1.3.2 微波改性膨润土的机理 |
| 1.1.4 改性膨润土在废水中的应用 |
| 1.2 课题的研究意义和内容 |
| 1.2.1 研究意义 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.3 课题创新点和技术路线 |
| 1.3.1 创新点 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 吸附剂的制备 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.3.1 吸附实验 |
| 2.1.3.2 钠基膨润土的预处理 |
| 2.1.3.3 吸附剂的制备方法 |
| 2.1.4 实验设计方案 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 高效微波辐射制备因素对模拟废水中磷去除效果的影响 |
| 2.2.1.1 改性剂投加量 |
| 2.2.1.2 微波功率 |
| 2.2.1.3 微波时间 |
| 2.2.2 水浴振荡制备因素对模拟废水中磷去除效果的影响 |
| 2.2.2.1 改性剂投加量 |
| 2.2.2.2 振荡速率 |
| 2.2.2.3 振荡时间 |
| 2.2.2.4 水浴温度 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 吸附剂的最佳改性方法与改性剂 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.3.1 除磷实验 |
| 3.1.3.2 吸附剂的表征 |
| 3.2 吸附剂对模拟含磷废水的处理效果 |
| 3.3 高效微波辐射法制备的吸附剂的表征 |
| 3.3.1 XRD |
| 3.3.2 SEM |
| 3.3.3 IR |
| 3.3.4 比表面积 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 Fe-MSB对模拟含磷废水中磷的吸附试验研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 实验设计方案 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Fe-MSB投加量对模拟含磷废水中磷的吸附影响 |
| 4.2.2 初始pH对模拟含磷废水中磷的吸附影响 |
| 4.2.3 振荡速率对模拟含磷废水中磷的吸附影响 |
| 4.2.4 吸附时间对模拟含磷废水中磷的吸附影响 |
| 4.2.5 温度对模拟含磷废水中磷的吸附影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 Fe-MSB对生活污水中P和COD的吸附试验研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.1.4 实验设计方案 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Fe-MSB投加量对生活污水中P和COD的吸附影响 |
| 5.2.2 初始pH对生活污水中P和COD的吸附影响 |
| 5.2.3 振荡速率对生活污水中P和COD的吸附影响 |
| 5.2.4 吸附时间对生活污水中P和COD的吸附影响 |
| 5.2.5 温度对生活污水中P和COD的吸附影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 Fe-MSB吸附磷机理探讨 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验主要仪器 |
| 6.1.3 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 吸附动力学分析 |
| 6.2.2 吸附热力学分析 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）改性膨润土作为PRB介质去除地下水重金属的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 地下水污染与修复技术的研究现状 |
| 1.2.1 地下水的污染现状 |
| 1.2.2 地下水的修复技术研究现状 |
| 1.3 可渗透反应墙(Permeable Reactive Barrier,PRB)在地下水修复中的应用研究 |
| 1.3.1 PRB的概述 |
| 1.3.2 可渗透反应墙(PRB)修复地下水的原理 |
| 1.3.3 可渗透反应墙的结构系统 |
| 1.3.4 可渗透反应墙(PRB)的应用研究进展 |
| 1.3.5 可渗透反应墙技术存在的问题 |
| 1.4 改性膨润土的研究进展 |
| 1.4.1 膨润土概述 |
| 1.4.2 改性拄撑膨润土的制备原理 |
| 1.4.3 柱撑膨润土在环境治理中的研究现状 |
| 1.4.4 柱撑改性膨润土的发展趋势 |
| 1.5 课题研究的内容和意义 |
| 1.5.1 课题研究的内容 |
| 1.5.2 课题研究的技术路线及关键技术 |
| 1.5.3 课题研究目的和意义 |
| 第二章 试验材料、设备及研究方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 实验所用的主要试剂和设备 |
| 2.3 膨润土的提纯、性能和表征测定 |
| 2.3.1 膨润土的提纯 |
| 2.3.2 膨润土的性能测定 |
| 2.3.3 膨润土表征测定 |
| 第三章 膨润土的改性制备 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验材料的各项物理性质 |
| 3.3 改性膨润土的正交试验方法 |
| 3.4 Al-Mg聚合羟基物改性膨润土的制备 |
| 3.4.1 Al-Mg聚合羟基物改性剂的制备 |
| 3.4.2 Al-Mg聚合羟基物改性膨润土的制备的正交试验 |
| 3.4.3 改性膨润土投加量对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.4.4 反应温度对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.4.5 反应时间对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.4.6 pH值对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.5 Al-Fe(1)聚合羟基物改性膨润土的制备 |
| 3.5.1 Al-Fe(1)聚合羟基物改性剂的制备 |
| 3.5.2 Al-Fe(1)聚合羟基物改性膨润土的制备的正交试验 |
| 3.5.3 改性膨润土投加量对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.5.4 反应温度对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.5.5 反应时间对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.5.6 pH值对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.6 Al-Fe(2)聚合羟基物改性膨润土的制备 |
| 3.6.1 Al-Fe(2)聚合羟基物改性剂的制备 |
| 3.6.2 Al-Fe(2)聚合羟基物改性膨润土的制备的正交试验 |
| 3.6.3 改性膨润土投加量对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.6.4 反应温度对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.6.5 反应时间对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.6.6 pH值对重金属Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)去除率的效果影响 |
| 3.7 改性膨润土原土的对比分析 |
| 3.7.1 原土对重金属离子Cu~(2+)、Cd~(2+)、Pb~(2+)的吸附结果 |
| 3.7.2 三组改性膨润土与原土对重金属离子Cu~(2+)的去除效果的正交结果对比 |
| 3.7.3 三组改性膨润土与原土对重金属离子Cd~(2+)的去除效果的正交结果对比 |
| 3.8 改性膨润土与原土的结构分析 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 Mg-Al改性膨润土去除地下水Cu~(2+)、Cd~(2+)和Pb~(2+)的PRB动态实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料、内容、模型与方法 |
| 4.3 Mg-Al改性膨润土修复铜污染地下水PRB柱实验的结果与讨论 |
| 4.4 Mg-Al改性膨润土修复镉污染地下水PRB柱实验的结果与讨论 |
| 4.5 Mg-Al改性膨润土修复铅污染地下水PRB柱实验的结果与讨论 |
| 4.6 Mg-Al改性膨润土修复铜镉铅复合污染地下水PRB柱实验的结果与讨论 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（7）掺Al-TiO2改性膨润土制备及其去除微污染水中NH4+和CODMn的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| CONTENTS |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水源水质污染现状 |
| 1.2 膨润土的概念及其特性 |
| 1.2.1 膨润土的概念 |
| 1.2.2 膨润土的组成 |
| 1.2.3 膨润土的分类 |
| 1.3 膨润土的改性方法 |
| 1.3.1 活化改性法(酸活化、热活化) |
| 1.3.2 钠化法 |
| 1.3.3 加改性剂法(无机、有机、无机-有机复合) |
| 1.4 微波加热原理及其特性 |
| 1.5 国内外研究现状及分析 |
| 1.5.1 微污染水源水处理研究现状 |
| 1.5.2 膨润土的研究及应用现状 |
| 1.5.3 微波技术在材料制备中的研究现状 |
| 1.6 课题研究的目的及意义 |
| 1.7 课题研究目标与研究内容及技术路线图 |
| 1.7.1 研究目标 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线图 |
| 第二章 实验材料和设备及方法 |
| 2.1 实验材料和设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验方案和方法 |
| 2.2.1 实验方案 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 指标测定 |
| 第三章 改性膨润土的制备 |
| 3.1 膨润土原土与改性膨润土的沉降性能和去除性能比较 |
| 3.1.1 膨润土原土与改性膨润土的沉降性能 |
| 3.1.2 膨润土原土与改性膨润土的去除性能 |
| 3.2 改性膨润土制备的正交实验 |
| 3.2.1 改性膨润土的正交实验因素水平表 |
| 3.2.2 改性膨润土的正交实验结果与分析 |
| 3.3 不同制备条件对改性膨润土去除NH_4~+和COD_(Mn)的影响规律 |
| 3.3.1 铝盐掺杂量对去除NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 3.3.2 TiO_2用量对去除NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 3.3.3 微波辐照功率对去除NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 3.3.4 微波辐照时间对去除NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 改性前后膨润土的结构表征及其改性机理分析 |
| 4.1 改性前后膨润土的结构表征 |
| 4.1.1 X-射线能谱(EDS)定量分析 |
| 4.1.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 4.1.3 傅里叶变换红外光谱(FT-IR)分析 |
| 4.1.4 X-射线衍射(XRD)分析 |
| 4.1.5 比表面积和孔径孔体积的分析 |
| 4.1.6 差热热重(DSC-TGA)分析 |
| 4.2 改性膨润土改性机理的探讨 |
| 4.2.1 膨润土与掺Al-TiO_2改性剂的反应机理 |
| 4.2.2 微波辅助合成机理探讨 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 改性膨润土去除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)的研究 |
| 5.1 反应条件对改性膨润土去除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.1 改性膨润土的投加量对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.2 PAC的投加量对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.3 混合组分液中COD_(Mn)浓度对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.4 混合组分液中NH_4-N浓度对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.5 pH值对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.6 沉淀时间对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.7 反应时间对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.8 搅拌速度对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.9 反应温度对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.1.10 投加顺序对除微污染水中NH_4~+和COD_(Mn)性能的影响 |
| 5.2 改性膨润土去除机理的探讨 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（8）钛交联膨润土负载Ni基催化剂催化噻吩加氢脱硫和苯加氢反应的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 膨润土概述 |
| 1.2 膨润土的结构 |
| 1.3 交联膨润土的概述与制备 |
| 1.3.1 无机交联膨润土的概述 |
| 1.3.2 无机交联膨润土的制备 |
| 1.3.3 有机交联膨润土的概述 |
| 1.3.4 有机交联膨润土的制备 |
| 1.3.5 有机-无机交联膨润土的概述及制备 |
| 1.4 无机交联膨润土在催化方面的应用 |
| 1.4.1 加氢脱硫反应和加氢脱氮反应 |
| 1.4.2 有机反应中的应用 |
| 1.4.3 NO_x还原反应 |
| 1.4.4 光催化反应 |
| 1.4.5 光助-Fenton反应 |
| 1.4.6 其他催化反应 |
| 1.5 本课题的研究意义和研究内容 |
| 第2章 实验方法与数据处理 |
| 2.1 主要的化学试剂和实验装置 |
| 2.1.1 主要的化学试剂 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 载体的制备 |
| 2.2.1 膨润土的提纯和酸化、钠化 |
| 2.2.2 钛交联膨润土的制备 |
| 2.2.3 铁钛交联膨润土的制备 |
| 2.3 催化剂的制备 |
| 2.3.1 Ni_2P催化剂的制备 |
| 2.3.2 Ni催化剂的制备 |
| 2.4 催化剂的活性测试 |
| 2.4.1 噻吩加氢脱硫反应的活性测试 |
| 2.4.2 苯加氢反应的活性测试 |
| 2.5 载体和催化剂的表征 |
| 2.5.1 比表面积(BET)及孔径的测定 |
| 2.5.2 X-射线粉末衍射(XRD) |
| 2.5.3 程序升温还原(TPR) |
| 第3章 交联膨润土负载Ni_2P催化噻吩加氢脱硫反应的性能研究 |
| 3.1 Ni_2P催化剂的噻吩加氢脱硫反应活性测试 |
| 3.2 载体的表征 |
| 3.2.1 载体的物性结构 |
| 3.2.2 XRD分析 |
| 3.3 Ni_2P催化剂的表征 |
| 3.3.1 Ni_2P催化剂的BET |
| 3.3.2 Ni_2P催化剂的XRD研究 |
| 3.3.3 Ni_2P催化剂的TPR研究 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 RE-Ti交联膨润土负载Ni催化苯加氢反应的性能研究 |
| 4.1 Ni催化剂的活性测试 |
| 4.2 载体和Ni催化剂的物性特征 |
| 4.3 载体和Ni催化剂的XRD研究 |
| 4.4 Ni催化剂的TPR研究 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 铁钛共交联膨润土负载Ni催化苯加氢反应的研究 |
| 5.1 Ni催化剂的活性测试 |
| 5.2 载体和Ni催化剂的物性特征 |
| 5.3 载体和Ni催化剂的XRD分析 |
| 5.4 Ni催化剂的TPR研究 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 下一步工作的方向 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）聚羟基铁—壳聚糖改性膨润土的制备及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 膨润土的概述 |
| 1.1.1 膨润土的结构 |
| 1.1.2 膨润土的特性 |
| 1.2 膨润土插层改性 |
| 1.2.1 无机插层润土 |
| 1.2.2 有机插层膨润土 |
| 1.2.3 无机-有机插层膨润土 |
| 1.3 改性膨润土在废水处理中的应用 |
| 1.3.1 处理无机废水 |
| 1.3.2 处理有机废水 |
| 1.4 壳聚糖的概述 |
| 1.4.1 壳聚糖的结构与性质 |
| 1.4.2 壳聚糖制备 |
| 1.4.3 壳聚糖在水处理中的应用 |
| 1.5 课题研究的意义及内容 |
| 1.5.1 课题研究的意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 原料及试剂 |
| 2.1.1 所用膨润土 |
| 2.1.2 主要化学试剂 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.3 膨润土性能指标测定 |
| 2.3.1 吸蓝量的测定 |
| 2.3.2 阳离子交换量的测定 |
| 2.3.3 X射线衍射分析 |
| 2.3.4 红外光谱分析 |
| 第三章 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的制备工艺研究 |
| 3.1 实验内容 |
| 3.1.1 膨润土的提纯及钠化 |
| 3.1.2 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的制备 |
| 3.1.3 聚羟基铁柱撑膨润土的制备 |
| 3.1.4 水中对硝基苯酚的测定 |
| 3.1.5 对硝基苯酚的吸附实验 |
| 3.1.6 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 膨润土的提纯、钠化效果 |
| 3.2.2 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的制备 |
| 3.2.3 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土的表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土处理模拟废水研究 |
| 4.1 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对染料废水的吸附脱色 |
| 4.1.1 模拟活性艳红X-3B废水的配制 |
| 4.1.2 吸附脱色实验 |
| 4.1.3 结果与讨论 |
| 4.2 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对含Cr(Ⅵ)废水的吸附 |
| 4.2.1 Cr(Ⅵ)的测定 |
| 4.2.2 Cr(Ⅵ)标准曲线的绘制 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 4.2.4 结果与讨论 |
| 4.3 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土对水中2,4-二氯苯酚和Cd~(2+)的吸附 |
| 4.3.1 吸附实验 |
| 4.3.2 污染物测定方法 |
| 4.3.3 结果与讨论 |
| 4.4 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土与原土、钠化膨润土吸附能力的比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土处理缫丝废水的研究 |
| 5.1 废水水质指标 |
| 5.1.1 实验所用缫丝废水 |
| 5.1.2 废水的吸附实验 |
| 5.1.3 化学需氧量(COD)的测定 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土投加量对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.2.2 废水pH值对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.2.3 慢速搅拌时间对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.2.4 沉降时间对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.2.5 温度对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.2.6 原土、钠化膨润土、聚羟基铁-壳聚糖改性膨润土吸附能力的比较 |
| 5.3 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 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
（10）两性修饰膨润土对苯酚和Cd（Ⅱ）的平衡吸附特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 膨润土的组成、结构和基本性质 |
| 1.1.1 膨润土的组成 |
| 1.1.2 膨润土的结构特征 |
| 1.1.3 膨润土的基本性质 |
| 1.1.3.1 吸水膨胀性 |
| 1.1.3.2 黏结性和可塑性 |
| 1.1.3.3 吸附性 |
| 1.1.3.4 阳离子交换性 |
| 1.1.3.5 稳定性 |
| 1.2 有机膨润土的制备及表征 |
| 1.2.1 制备原理 |
| 1.2.2 制备方法 |
| 1.2.2.1 干法 |
| 1.2.2.2 湿法 |
| 1.2.2.3 预凝胶法 |
| 1.2.3 影响有机膨润土制备的因素 |
| 1.2.3.1 原土的质量 |
| 1.2.3.2 改性剂的种类和用量 |
| 1.2.3.3 其它 |
| 1.2.4 有机膨润土的表征 |
| 1.2.4.1 有机碳含量分析 |
| 1.2.4.2 X 射线衍射分析（XRD） |
| 1.2.4.3 红外光谱分析（FTIR） |
| 1.3 改性膨润土在环境治理中的应用 |
| 1.3.1 改性膨润土吸附有机污染物的研究进展 |
| 1.3.1.1 无机改性膨润土吸附有机污染物的研究进展 |
| 1.3.1.2 有机膨润土吸附有机污染物的研究进展 |
| 1.3.1.3 无机-有机复合改性膨润土吸附有机污染物的研究进展 |
| 1.3.2 改性膨润土处理重金属废水研究进展 |
| 1.3.3 改性膨润土对有机物和重金属的协同吸附 |
| 1.4 两性修饰土的研究进展 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 第二章 两性修饰膨润土的制备和表征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 膨润土性能指标测定 |
| 2.1.2.1 吸蓝量测定 |
| 2.1.2.2 阳离子交换量测定 |
| 2.1.2.3 膨胀容测定 |
| 2.1.2.4 胶质价测定 |
| 2.1.3 供试膨润土样理化性质测定结果 |
| 2.1.4 两性修饰膨润土的制备 |
| 2.1.4.1 膨润土的提纯 |
| 2.1.4.2 膨润土的两性修饰 |
| 2.1.5 两性修饰膨润土的结构表征 |
| 2.1.5.1 有机碳含量分析 |
| 2.1.5.2 XRD 分析 |
| 2.1.5.3 红外光谱分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 两性修饰膨润土的有机碳含量分析 |
| 2.2.2 两性修饰膨润土的 XRD 分析 |
| 2.2.3 两性修饰膨润土的红外光谱分析 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 两性修饰膨润土对苯酚的平衡吸附 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.2.1 修饰比例和温度对苯酚吸附的影响 |
| 3.1.2.2 pH 对苯酚吸附的影响 |
| 3.1.2.3 离子强度对苯酚吸附的影响 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.1.4.1 吸附等温线的拟合 |
| 3.1.4.2 热力学参数的求取（Meng 2005） |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 两性修饰膨润土对苯酚的平衡吸附特征 |
| 3.2.1.1 修饰比例对苯酚吸附的影响 |
| 3.2.1.2 温度对苯酚吸附的影响 |
| 3.2.1.3 单一、复合处理对苯酚吸附的影响 |
| 3.2.1.4 pH 对苯酚吸附的影响 |
| 3.2.1.5 离子强度对苯酚吸附的影响 |
| 3.2.2 两性修饰膨润土吸附苯酚的热力学特征 |
| 3.2.3 两性修饰膨润土对苯酚的吸附机制 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 两性修饰膨润土对 Cd（Ⅱ）的平衡吸附 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.2.1 修饰比例和温度对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.1.2.2 pH 对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.1.2.3 离子强度对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.1.4.1 吸附等温线的拟合 |
| 4.1.4.2 热力学参数的求取（Meng 2005） |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 两性修饰膨润土对 Cd~(2+)的平衡吸附特征 |
| 4.2.1.1 修饰比例对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.2.1.2 温度对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.2.1.3 单一、复合处理对两性修饰土吸附 Cd~(2+)的影响 |
| 4.2.1.4 pH 对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.2.1.5 离子强度对 Cd~(2+)吸附的影响 |
| 4.2.2 两性修饰膨润土吸附 Cd~(2+)的热力学特征 |
| 4.2.3 两性修饰膨润土对 Cd~(2+)的吸附机制 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、铁钛无机交联膨润土的制备及其对COD的吸附研究（论文参考文献）
- [1]壳聚糖改性粘土和聚谷氨酸复合预处理红薯淀粉废水研究[D]. 李萌. 南京大学, 2020(02)
- [2]海藻酸钙固定改性膨润土对磷酸盐的吸附特性研究[D]. 金朝霞. 重庆大学, 2019(01)
- [3]磁性阳离子聚硅酸铝复合混凝剂的制备及其应用研究[D]. 李元璐. 西南石油大学, 2019(06)
- [4]新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理[D]. 宋纯利. 江西师范大学, 2019(01)
- [5]高效微波辐射制备改性钠基膨润土及其吸附性能研究[D]. 朱丽莎. 安徽工业大学, 2017(02)
- [6]改性膨润土作为PRB介质去除地下水重金属的试验研究[D]. 彭亚莉. 桂林理工大学, 2017(06)
- [7]掺Al-TiO2改性膨润土制备及其去除微污染水中NH4+和CODMn的研究[D]. 吴光锋. 广东工业大学, 2015(10)
- [8]钛交联膨润土负载Ni基催化剂催化噻吩加氢脱硫和苯加氢反应的研究[D]. 郭桂新. 南昌大学, 2013(03)
- [9]聚羟基铁—壳聚糖改性膨润土的制备及其吸附性能研究[D]. 李利明. 广西大学, 2012(02)
- [10]两性修饰膨润土对苯酚和Cd（Ⅱ）的平衡吸附特征[D]. 李婷. 西北农林科技大学, 2012(01)