一、DEPLETION POTENTIAL OF COLLOIDS: A DIRECT SIMULATION STUDY（论文文献综述）
宋沛[1]（2021）在《多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究》文中研究表明近年来,发展中国家农村地区的污水分散排放和缺乏有效处理的问题日益严重,引起了世界上学者的广泛关注。我国农村地区污水处理问题也越来越受到重视。我国农村污水最主要的来源为日常生活和畜禽养殖生产活动。由于缺乏管网建设和适用的分散式污水处理技术,农村污水未经有效处理就随意排放,会对周围水土环境、地下水资源、农村居民身体健康等方面造成危害。多介质土壤层（Multi-soil-layering,MSL）系统是一种适用于处理农村地区污水的新型生态污水处理技术,主要由土壤混合模块（Soil mixture blocks,SMBs）和通水层（Permeable layers,PLs）两个部分组成,分别承担厌氧区域和好氧区域的功能。MSL系统独特的砖砌式搭建结构,有利于污水渗流分布和延长水力停留时间（Hydraulicresidencetime,HRT）。MSL系统的主要污染物处理过程有吸附、截留过滤、化合物沉淀、絮凝胶体吸附、微生物代谢等污染物去除过程。一般在水力负荷率（Hydraulic loadingrate,HLR）和污染负荷较高的情况下,该系统依然可以保证对有机污染物、氮、磷的有效去除。MSL系统还具有占地需求小、运维便捷、无噪无臭等特点。以往研究多采用单因素对比的实验研究方案。但还有很多新的操作因子没有被关注研究过,而且目前多因子间交互作用对MSL系统污水处理性能的影响仍不明晰。以往研究中已经将MSL系统用于处理实际农村污水,但重点关注的仅是出水水质,而未涉及过对该系统的经济效益、环境影响这两方面的量化研究。除生活污水外,农村小规模的家禽养殖生产活动中排放的污水可能含有新兴有机污染物如抗生素。然而,MSL系统对含抗生素的污水处理效果仍未探究过。抗生素作为特殊药物,对MSL系统的污染物去除效果和系统内微生物特性的影响仍是未知。针对以上问题的挑战,本论文的研究内容及主要结果如下:（1）应用因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载底层浸没、微生物接种、连续曝气三个因子及其不同水平,开展对农村生活污水的处理性能研究,并通过析因分析方法来揭示不同操作因子及其交互组合对污水中污染物去除效果的作用效应及其显着性。还结合逐步聚类分析（Stepwise-cluster analysis,SCA）方法建立一个污染物去除率预测模型,用于处理在MSL系统中各种污染物去除率离散数据的非线性关系。研究表明,连续曝气因子对有机污染物降解、化学除磷反应、硝化作用是有利的,对反硝化过程与最终脱氮是不利的。在MSL系统内搭载的微生物接种这一操作因子并没有表现出对处理性能的显着改善。搭载底层浸没因子不利于MSL系统在结构稳定性与处理性能方面的表现。未搭载底层浸没因子的MSL系统水流通畅,在结构稳定性与处理性能方面的表现更好。未搭载连续曝气因子的系统依靠自然复氧也可以保证系统内的氧量消耗,且比连续曝气因子搭载的系统对反硝化过程的消极影响更小。SCA方法能够有效处理不同污染物去除过程相关的去除率离散数据之间的非线性关系。研究结果将为MSL系统的稳定运行及其对污染物的有效去除提供有利的操作因子及水平设计参考。（2）以处理低碳氮比特征的农村生活污水为目标,主要利用实验因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载外源活性污泥添加量、高分子固相碳源添加量、底部浸没区高度三个因子及其不同水平,重点进行了针对强化MSL系统中反硝化作用效能及其对硝酸盐氮（Nitrate nitrogen,NO3--N）去除,结合微生物多样性特性角度进行了深入研究。通过析因分析方法了解不同操作因子及其交互组合对SMBs中菌种丰富度、菌群结构多样性、反硝化菌种相对丰度等特征的作用效应及其显着性。研究表明,经过长期运行,SMBs中菌种的丰富度显着增加,高于原始土壤的水平。样品菌种丰富度的高低与SMBs中外源活性污泥添加量、高分子固相碳源聚丁二酸丁二醇酯（Poly butylene succinate,PBS）添加量、底部浸没区高度的因子水平高低成正比。样品菌群结构多样性的高低与底部浸没区高度的因子水平高低成正比,与高分子固相碳源PBS添加量、外源活性污泥添加量的因子水平高低成反比。丛毛单胞菌科（Comamonadaceae）、红环菌科（Rhodocyclaceae）、黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）是在SMBs混合土壤样品中筛选出的科分类水平下的优势反硝化菌种。MSL系统对NO3--N的去除性能差异与反硝化菌种总相对丰度在各混合土壤样品中的水平成正比。MSL系统搭载三个因子并且均采用高水平条件的情况下可以实现SMBs内最佳的反硝化作用和最优的NO3--N去除效果。本章研究结果,将揭示强化MSL系统中反硝化过程的微生物机制,并为优化MSL系统对污水中NO3--N的去除性能提供操作条件设计参考。（3）以析因分析研究结论中的有利因子及其水平为参考,开发了以MSL系统为核心处理单元的重力流复合生态床系统（Gravity-flow integrated ecological bed system,GIEBS）,并详细介绍了其单元组成、结构设计、技术原理。应用GIEBS对实际农村生活污水进行了处理,并以生命周期评价（Life cycle assessment,LCA）框架为基础,从经济效益和环境影响这两方面进行了量化评估。多功能厌氧酸化池（Multifunctional anaerobic acidification tank,MAAT）预处理单元对去除氮磷营养元素尤其是对提高污水的可生化降解性具有重要作用。MSL处理单元的污水处理效果最佳,且其对GIEBS的污水处理性能具有最大贡献。在GIEBS建设阶段,耗电成本仅占0.1%。农家乐运行GIEBS的成本仅为700元/年。GIEBS处理1 m3农家乐生活污水,平均运行成本仅不到0.4元。在GIEBS中,MAAT预处理单元的温室气体（Greenhouse gas,GHG）排放贡献比例最大,约91%。而MSL主处理单元和潜流人工湿地（Subsurface flow constructed wetland,SSFCW）后处理单元的温室气体排放贡献比例很小。GIEBS在有效处理实际农村污水的同时,对减缓温室气体排放也具有较好效果。低成本、高效能的GIEBS可以有效地缓解发展中国家尤其是地处偏远、经济欠发达的农村地区生活污水分散处理的困境。（4）应用因子设计方案,选定PLs填料种类、进水磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）浓度、进水pH值这三个因子,对MSL系统处理含SMX家禽养殖污水的性能影响。并结合析因分析结果确定了对MSL系统处理污水中SMX最有利的因子及水平配置。应用SCA方法处理MSL系统处理对污水中SMX的去除率和相关影响因素之间离散数据的非线性关系,并建立SMX去除率预测模型。还通过16s RNA微生物多样性分析方法,解析了SMBs中SMX相关的潜在优势抗性菌属。研究表明,含高浓度SMX的进水对MSL系统中部分微生物生化降解去除化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）的能力有显着的短期干扰。但MSL系统具有自我调节并恢复改善污染物处理功能的较强机制与能力。含低浓度SMX的污水对MSL系统去除污水中COD表现为无明显影响。pH是影响MSL系统中除磷化学反应过程及含磷化学产物形态与稳定性的关键因素。经过长期的酸性或碱性进水腐蚀,麦饭石样品表面形貌发生明显改变,形成了海绵状的复杂多孔结构,比表面积大大增加。但是,无烟煤样品的表面形貌却没有发生明显变化。使用麦饭石为PLs材料的MSL系统,对污水中NH4+-N和NO3--N的去除效果要好于使用无烟煤的系统。长期使用酸性进水的MSL系统中部分反硝化菌种受到负面影响,比使用碱性进水的MSL系统中反硝化作用受到的抑制作用更明显。各系统出水中,SMX浓度随着进水中SMX浓度的增加而增加。使用酸性且含低水平SMX浓度的进水、以麦饭石为PLs填料的系统,即MSL4达到了最优的SMX去除率（91.3%）。在MSL系统实验研究中,吸附作用被确定为污水与SMBs、PLs接触的处理过程中去除SMX的关键机制。进水pH差异对各MSL系统所对应的SMBs中的菌种丰富度水平具有显着影响作用。SMX浓度的高、低水平差异对样本间菌种组成的相似程度有潜在影响。研究结果有助于从因子分析、数值预测和微生物变化等方面更好地理解SMX在MSL系统中的去除机制。
韩晓禹[2]（2021）在《基于金属阳极电池电絮凝系统的构建与脱氮除磷效能研究》文中研究指明随着城市化进程的加快,城市污水排放总量逐年增加,而相关排放标准日趋严格,因此开发“高效节能”的污水处理技术具有重要的现实意义。电絮凝（Electrocoagulation,EC）技术是一种电化学污水处理方法,具有适用范围广、反应时间短、絮体稳定易分离、污泥产率低、无二次污染等优点,受到研究者的广泛关注。但是其高能耗、电极钝化导致水处理效率降低等缺点限制了其广泛应用。基于此,本论文将金属电池应用于电絮凝技术中,开发了新型金属电池电絮凝反应器,系统考察了不同工艺因素对水中氮、磷、有机物等污染物去除的影响。使用该技术不仅高效的解决了污水中氮磷去除难的问题,且在处理过程中释放电能,极大降低了系统的整体运行能耗。本文首先构建了单室金属阳极空气阴极的电池电絮凝系统,金属阳极分别为铁网和铝网,阴极为辊压式空气阴极。在该系统中,利用金属阳极与空气阴极之间电势差形成电池,电池放电同时产生絮凝剂。实验结果表明:当空气阴极与金属阳极电极间距为2 cm、外阻为10Ω、Na Cl浓度为10 mmol/L、反应时间为30mins的条件下,铁网做阳极的电池可实现98%以上的磷酸盐去除率;当铝网做阳极时,反应50 mins可实现98%以上的磷酸盐去除率,使磷浓度满足排放标准。分析不同参数对除磷效果的影响表明:外电阻和电解液电导率是影响除磷效果的主导因素,降低电池外阻和提高电解液电导率均可使电池电流升高,金属絮凝剂生成速率提高,从而提高絮凝除磷效率。电解液初始p H值对除磷效果影响较小表明金属空气电池电絮凝除磷具备较广泛的适用场景,可实现多种类型废水的处理与净化。基于单室金属空气电池构型,本论文进一步考察了其处理实际生活污水时的效能。在初始p H为酸性（p H=5）、反应时间60 mins、外阻为10Ω时,磷酸盐去除率达到96.6%,浓度小于0.5 mg/L,达到生活污水排放标准。同时,实现了55.6%的COD的去除率以及68.5%的浊度去除率。分析不同运行条件对生活污水处理效果影响表明:当系统以小电阻高电流状态运行时,可实现高效的磷酸盐去除,提高搅拌速率亦利于磷酸盐的去除。另外,铝空气电池表现出了较好的产电性能,在外阻5Ω时,放电电流达到了33.2 m A。本研究详细解析了金属空气电池电絮凝去除磷酸盐的机制,为金属空气电池进一步应用提供了重要的理论依据。为进一步实现氮的高效去除,本论文构建了铁阳极耦合硝化及反硝化生物阴极的金属阳极-生物阴极电池处理系统,充分发挥生物阴极对氮的高效去除效能,实现氨氮与磷的同步去除。实验结果表明:硝化和反硝化生物阴极成功与金属阳极电絮凝系统实现了耦合,硝化和反硝化生物阴极的最大功率密度分别达到6.0W/m3和6.6 W/m3。在该系统中,通过铁阳极絮凝去除了97.4±0.6%磷酸盐以及99.2±0.5%悬浮物质（藻类）,在硝化生物阴极室中,在6.0小时内实现了95.3±1.4%的氨氧化,氨氮主要转化为硝态氮,在反硝化阴极中,运行6小时,硝酸盐去除率为61.0±1.8%,若延长反应时间,10.0小时内实现了88.2±2.5%的硝酸盐还原,主要产物为氮气,上述结果表明铁阳极耦合硝化和反硝化生物阴极的电絮凝过程可实现污水中氮磷的同步高效去除。此外,微生物群落结构分析表明,氧化氨氮的硝化细菌主要包括Acinetobacter sp.,Phycisphaera sp.和Nitrosomonas sp.等,生物阴极上实现反硝化的的优势菌种为Planococcus sp.,Exiguobacterium sp.和Lysinibacillus sp。最后,基于金属空气电池的运行过程可实现产电及产絮凝剂的性能,构建了金属空气电池与微生物电解池（microbial electrolysis cells,MEC）的耦合系统处理废水中的氮磷和有机物。在该系统中,金属空气电池作为MEC的电源,在实现系统内电能自给的同时电池絮凝与MEC共同作用处理污水,提高了出水水质,同时在MEC中实现了污水中部分能量以氢气方式的回收。实验结果表明:以铝空气电池驱动MEC时,MEC可实现模拟废水中75±1%的COD去除,进一步利用电池产生的铝絮凝剂处理MEC出水,其COD去除率可提升至82±1%,同时获得0.19±0.01 m3-H2/m3/d的氢气产率。在利用铁空气电池-MEC系统处理养猪废水时,用电池产生的絮凝剂对养猪废水进行絮凝预处理,实现了对氨氮、COD、SS和浊度的去除,其去除率分别达到54±3%、27±2%、49±1%和34±3%,MEC处理后COD去除效率提升至98±0.2%,同时实现了0.057m3-H2/m3/d的氢气产率。上述结果表明,金属空气电池耦合微生物电解池系统可实现污染物去除的同时,回收能源物质,实现“高效低耗”的污水处理目标。本论文将金属电池用于电絮凝,解决了传统电絮凝能耗高的问题,为污水低碳节能处理提供新的方法和思路。
段燕青[3]（2021）在《基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究》文中指出立足我国“节能减排”的实际需求,开发面向未来“低碳”发展的污水/污泥处理技术,符合我国污水处理行业可持续发展的长远需求。富营养化的日益突出促使污水处理厂氮、磷出水标准不断提升,而反硝化碳源不足是制约脱氮效率提升的重要因素。传统活性污泥工艺中,慢速颗粒性碳源（Xs）因水解速率低难以被反硝化菌高效利用;部分Xs进入经碳氧化途径流失,伴随额外曝气能耗,产生剩余污泥（WAS）。WAS厌氧发酵产生挥发酸（VFAs）是补充反硝化碳源需求的重要途径。但因较低的碳氮比及有机物被胞外聚合物包裹的限制,污泥碳源水解效率低,碳源转化率有待提升。本研究提出了基于微筛截留-厌氧发酵的污水/污泥碳源的反硝化效率提升方案,通过微筛截留优化回收Xs,降低其碳氧化流失及相应曝气能耗;进而利用截留碳源（FSF）调质WAS厌氧发酵,提升污泥碳源转化率;以低能耗、低环境影响为目标,实现了污水/污泥中反硝化碳源的优化配置和高效利用,为污水处理厂缓解当下经济和环境压力、迎合未来“低碳”发展提供了一个新思路。（1）剖析了不同孔径筛网过滤对污水碳源分配、转化特性的影响,初步确定了可通过微筛截留回收的颗粒碳源的阈值;基于微筛截留优化条件下污水碳源在厌氧-缺氧-好氧（A2O）工艺中的分配利用特性,估算了微筛截留的物料平衡和能耗变化。结果表明,采用孔径为100～150μm的微筛,将碳源截留量在30%以内,对反硝化效率的影响可控制在5%以下;在微筛截留优化条件下（筛网孔径131μm、截留时间40 min、过流通量105.0 L/（m2·h））,反硝化效率因碳源结构的优化提升了3.2%,Xs的碳氧化损失下降了6.4%;物料平衡及能耗估算结果表明,污水碳源经优化微筛截留,A2O工艺可降低约16.1%的曝气能耗和27.9%的污泥产量,且污泥活性有所提升,悬浮性无机固体（ISS）降低50.3%。（2）研究了FSF厌氧发酵产酸性能,剖析了功能微生物群落结构变化及互作机制;考察了碱预处理对FSF水解产酸效能的提升及对生物质回收的影响。结果表明,FSF的VFAs产率峰值高达525.8 mg/g VSS,是WAS的4.2倍。FSF中多糖和蛋白质溶出率较WAS分别高2.78倍和1.56倍。FSF中特有的纤维素水解菌属Paraclostridium相对丰度达6.94%。调节初始p H值为9.5,VFAs产率较对照组提升了1.5倍。碱发酵使纤维素非晶区和结晶区化学结构发生改变,生物质含量不同程度降低。经碱预处理后,蛋白质水解菌proteiniclasticum的相对丰度显着提高至14.6%。典范对应分析（CCA）进一步揭示了种间及环境因子之间的互生互作关系。物料平衡及能耗估算结果表明,FSF发酵的VFAs产量为230.8kg/d,碱预处理可提高5%的VFAs产量,但反硝化碳源需求仍显不足。（3）针对碳氮不平衡限制WAS厌氧发酵碳源转化的瓶颈,考察了FSF与WAS在不同VSS投加比（F/W-1:6、2:3:、3:2）下,FSF调质对WAS产酸效能的提升效能。结果表明,F/W-2:3的产酸效能最高,VFAs产量达432 mg/g VSS,是WAS单独发酵的3.5倍。FSF中纤维素发酵丁酸累积,WAS中蛋白质水解促进了戊酸的累积。共发酵显着促进了WAS中多糖和蛋白质的水解,F/W-2:3中s COD溶出率提高了40.8%。微生物群落结构及CCA分析结果表明,F/W-2:3中水解、产酸功能菌群丰度最高,且WAS与FSF分别与蛋白质水解菌Proteiniclasticum和纤维素降解菌Clostridium的相对丰度具有较好的相关性。（4）构建了碳源供给效率模型,研究了碳氧化损耗率和产酸转化率等关键参数的影响;分析了微筛截留-厌氧发酵工艺的碳源供给效率,并采用生命周期评价模型,对比分析了新方案相对于传统A2O工艺在节能减排方面的优势。结果表明,碳氧化率降低1%或VFAs转化率提高2%,碳源供给率可相应增加1%。微筛截留使Xs减少15.1%,生物污泥产量降低40.3%,但碳源供给量降低12.3%;FSF单独发酵可补充5.9%的碳源损失,碱预处理提高2.9%,共发酵可抵偿13.5%,且使总能耗降低24.0%;共发酵后,反硝化碳源结构得到显着优化,SA/COD高达0.5。生命周期评价结果显示,微筛截留-厌氧发酵工艺可使生态毒性、初级能源消耗和气候变化潜值分别降低21.9%、4.4%和3.5%。
王丹丹[4]（2021）在《热注入法合成Ⅳ-Ⅵ族量子点的物理化学过程与数学建模》文中提出量子点（Quantum dots,QDs）又名为半导体纳米晶,是一种新兴的光电材料,由于带隙可调且可以在低温条件下制作成薄膜,是未来太阳能建筑的核心材料。调控QDs的尺寸、尺寸分布和产量获得大规模生产优质定制光电性质的QDs材料合成策略成为实现未来绿色建筑商业性发展的关键。通过热注入法溶液相合成QDs,可批量制备且预期成本低,尽管已有很多实验和理论研究热注入法合成胶体量子点（Colloidal quantum dots,CQDs）,由于整个系统的反应速度较快,对不同生长阶段CQDs尺寸特征和产量的形成机制细节仍知之甚少。本文工作的主要目的是通过研究热注入法合成Ⅳ-Ⅵ族CQDs（Ⅳ-ⅥCQDs）的物理化学过程,探究其中QDs成核和生长特点,以较为经典的热注入法合成硫化铅（PbS）、硒化铅（PbSe）CQDs为例,构建相应的数学建模,梳理影响因素和影响规律。主要工作包括:1.Ⅳ-ⅥCQDs的形成过程研究。对QDs的基本合成方法以及经典的半导体纳米晶成核和生长模型进行了梳理,建立了改进的动力学模型,将数值分析结果与已有的文献数据进行了比较和验证。2.PbS CQDs在变溶液温度下的成核和生长研究。对变温条件下热注入法合成PbSCQDs的物理化学过程进行了数学建模,结合反应系统的操作条件、反应物配比、反应粒子的结构特点以及烧瓶的传热物性,分析了这些因素对PbS CQDs成核和生长过程的影响规律。3.Ⅳ-ⅥCQDs成核和生长速率方程的数值解研究。通过变系数Fokker-Planck方程求解,获得了CQDs成核和生长的MATLAB实现。上述工作,能够为设计自动化大规模合成CQDs提供合理的策略,助力于大规模自动化合成定制物理化学特性的量子点的实践。
任晓茹[5]（2021）在《Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基多元硫族化合物纳米晶的可控合成及性能研究》文中研究说明Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基多元硫族化合物纳米材料的元素组成绿色无毒、地球储量丰富且价格低廉,具有高电导率、多活性位点、窄禁带、生物无毒、高X射线衰减系数和高光吸收系数等优势和特性,广泛应用于能源存储与转换、催化和生物医药等领域。铋基多元硫族化合物纳米材料的合成是其有效开发和利用的基础。当前,铋基多元硫族化合物纳米材料的合成仍处于起步阶段,需要对该体系纳米晶的生长机理进行深入研究和理解,进而提出高效可控的合成策略。这里我们揭示了Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族纳米晶的生长机理,并设计合成出一系列铋基多元硫族化合物纳米材料。此外,我们将铋基多元硫族化合物纳米材料用作钾离子电池负极并对其性能进行研究。研究发现,在电化学反应过程中,引入原位脱溶的优良导体Ag/Cu,有效提高了钾离子电池的比容量以及循环稳定性。本论文的研究为铋基纳米材料的胶体化学可控合成做了补充并提供了新的思路和研究基础。同时,进一步拓展了该体系纳米材料在钾离子电池中的应用,为电极材料的设计与提升提供了更多方法。第一章,介绍了硫族化合物纳米材料的胶体合成与生长机理、铋基多元硫族化合物纳米材料的研究现状、铋基硫族化合物纳米材料的应用以及选题目的和意义。第二章,本章使用硫粉/十八烯作为反应硫源,通过热注入方法成功制备出两相高铋含量的新型Cu1.57Bi4.57S8和Cu2.93Bi4.89S9纳米晶以及Cu3BiS3纳米晶。实验中,利用Bi2S3晶种的Bi-S分子键束缚Bi3+,进而避免具有强氧化性的Bi3+被体系内产生的还原性成分还原为金属铋单质,并通过调节不同的Cu2-xS晶种与相对于Bi2S3晶种的比例制备出三相Cu-Bi-S纳米晶。我们深入研究并揭示了Cu-Bi-S体系的生长机理:m Cu2-xS+n Bi2S3→Cu-Bi-S。这项研究建立了一种合成高Bi含量多元硫族化合物纳米晶的有效方法。第三章,本章选用高反应活性的N,N’-二苯基硫脲为硫源,通过热注入法合成出不同尺寸和形貌的Cu3BiS3纳米晶。N,N’-二苯基硫脲可以有效平衡不同金属前驱体的反应活性,从而避免Bi3+的还原析出。此外,使用简单的阴离子与Bi3+的键合作用,通过生成Bi OCl反应中间体,并利用中间体的沉淀溶解平衡来调控Bi3+的反应速率,有效的控制了纳米晶的成核速率,得到了尺寸和形貌可控的Cu3BiS3纳米晶。此外,我们首次探索了三元Cu3BiS3纳米晶的钾离子电池性能,研究显示,Cu3BiS3纳米晶在0.5 A g-1的电流密度下,可以达到400 m Ah g-1的比容量。第四章,本章使用N,N’-二苯基硫脲通过热注入法成功制备出八面体形貌的AgBiS2纳米晶,并将其首次用作钾离子电池的负极材料。研究阐释了从AgBiS2纳米材料负极原位脱溶的Ag对钾离子电池的性能提升起到关键作用。并发现,在整个钾离子电池内部发生了置换/转化/合金化的混合电化学反应机理（两个以上）:AgBiS2-Ag/Bi-KBi2-K3Bi2-K3Bi。研究发现,Ag颗粒从母体中原位脱溶的过程使电极内部的导电性逐渐升高,并能够自发促进负极反应中K+的循环过程。电池在0.5 A g-1时,可提供420 m Ah g-1的高可逆容量;在5 A g-1时具有210 m Ah g-1的放电容量以及更高的倍率性能和300圈的长循环稳定性。这些发现为设计和开发用于KIB的高性能电极材料开辟了新的方向。第五章,本章利用一锅胶体化学法制备得到了室温下稳定的亚稳态立方结构的AgBiSe2和中间态斜方六面体结构的AgBiSe2纳米晶。研究发现,体系中当油胺量充足时,反应得到中间态斜方六面体相;当油胺量不足时,反应得到亚稳态岩盐立方相。通过调控油胺的用量可实现纳米晶的相转换合成。实验中还发现,斜方六面体相的形成需要大量的Ag缺陷以实现原子有序排列。这种利用配体稳定的亚稳态和中间态纳米晶的实验方法,可以进一步拓展至更多无机纳米材料的合成。最后,我们研究了AgBiSe2纳米晶的钾离子电池性能,在电流密度为0.5 A g-1时,可以达到350 m Ah g-1的比容量,是非常有潜力的钾离子电池负极材料。第六章对本论文涉及的研究体系进行了总结与展望。基于目前的研究结果与经验,可以将论文中涉及的合成方法拓展至更多的体系,并进一步拓展铋基多元硫族化合物纳米材料的潜在应用。总之,本论文主要研究胶体化学法合成铋基多元硫族化合物纳米晶,并将其用作钾离子电池负极材料。利用前驱体晶种调控、阴离子键合调控、通过化学组元调控、表面晶面配体调控等手段,制备出具有多种组成和形貌的Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族纳米晶,对其生长机理、内部结构、材料特性以及应用进行研究,对多元金属硫族化合物的合成中不同前驱体的实际成核生长过程进行探索,为铋基纳米材料的可控合成提供了新的思路,并将为组成无毒、资源丰富的多元硫族化合物纳米晶的应用设计和拓展提供化学制备基础。
李涛[6]（2021）在《应用于废水处理的磁性分离新技术研究》文中研究表明重金属铬（Cr）是一种对人体健康危害极大的致癌物质,水系中超标的铬也会对水生生物造成极大的危害。我国是一个铬矿产资源贫乏的国家,制革企业每年产生大量的含铬废水和含铬固体危险废弃物,造成严重的铬资源浪费和由铬引起的环境污染。河北省开始执行《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准GB 30486-2013》,该标准将总铬排放标准从1.5 mg/L减小到0.5 mg/L。目前,制革企业处理含Cr（Ⅲ）废水的方法难以使处理后废水出口总铬浓度小于0.5 mg/L,同时还会产生大量的含铬危险废弃物,铬资源也不能回收。本论文提出了一种用磁性Fe3O4纳米颗粒处理制革含Cr（Ⅲ）废水的新机理,设计制造了一种新型钕铁硼（Nd-Fe-B）高强磁棒式磁分离器,系统地研究了磁性Fe3O4纳米颗粒处理制革含Cr（Ⅲ）废水工艺,开展了实验室规模和中试规模制革含Cr（Ⅲ）废水处理实验,建成了制革含Cr（Ⅲ）废水处理示范工程。提出了一种新的去除制革含铬废水中Cr（Ⅲ）的“Fe3O4-Cr（OH）3”团簇机理。这种机理跟传统的吸附机理有着本质的区别,其对Cr（Ⅲ）具有高选择性和超高的捕获容量。磁性Fe3O4纳米颗粒和“水合Cr（OH）3胶体团簇”结合形成“纳米团簇”的数目和尺寸不受磁性纳米颗粒比表面积的限制,因而理论上来说磁性纳米颗粒对“水合Cr（OH）3胶体团簇”的捕获容量是无限的,其对Cr（Ⅲ）的分离效率是巨大的,所以才能够实现对废水中Cr（Ⅲ）如此大的捕获容量。在pH 8时,表面裸露磁性Fe3O4纳米颗粒对Cr（Ⅲ）的最大捕获容量为452.6mg/L。设计制造了一种新型的钕铁硼（Nd-Fe-B）高强磁棒式磁性分离器。磁性分离器主体是由呈正三角形垂直排列的磁棒组成。该磁性分离器具有体积小、处理量大、能耗低等优点,能在不移动磁棒的情况下实现磁棒表面的清洁。采用加入磁性Fe3O4纳米颗粒的水作为模拟液,研究了磁性分离器捕获磁性Fe3O4纳米颗粒的效率。当磁性Fe3O4纳米颗粒浓度小于400mg/L、流速小于18 L/h、磁棒间距小于30 mm时,在3小时内,磁性分离器对磁性Fe3O4纳米颗粒的捕获率大于99.4%。在此基础上,设计制造了处理量分别为2-5 m3/h和10-15 m3/h的中试和示范工程规模的磁性分离器。进行连续流动处理制革含Cr（Ⅲ）废水实验室规模实验,磁棒间距30mm,入口流速18 L/h,两级处理后废水总铬浓度降低至0.2 mg/L左右,满足排放标准。用10%的次氯酸钠（NaClO）溶液对使用后的磁性Fe3O4纳米颗粒进行再生,可实现对磁性Fe3O4纳米颗粒接近100%再生和对废水中的铬99%以上回收,无危险废弃物产生。再生磁性Fe3O4纳米颗粒循环用于制革含Cr（Ⅲ）废水处理,处理后废水总铬浓度稳定小于0.5 mg/L。中试实验以2 m3/h的流速运行,每天工作8小时,每4小时启动原位清洁装置清洗磁棒,连续运行15天。处理后废水总铬浓度稳定小于0.5 mg/L。示范工程以10 m3/h的流速运行,连续7天间歇和连续稳定运行,全程处理后废水总铬浓度低于0.5 mg/L。建成了与示范工程配套的生产量为300 kg/天的磁性Fe304纳米颗粒生产线和处理量为300kg/天的“磁-铬”解离生产线。此外,传统废水处理技术难以使油田采出水COD小于50mg/L,或者成本很高。本论文提出了用磁性Fe3O4-IDA-Cu2+纳米颗粒去除经传统废水处理工艺处理后的油田采出水COD新机理。将磁性分离器用于去除COD的连续流动实验,COD去除率可达66.7%,处理后油田采出水COD稳定小于50 mg/L。使用后的磁性Fe3O4-IDA-Cu2+纳米颗粒能再生循环回用,再生循环回用6次,出口 COD浓度稳定小于50 mg/L。
柳宁[7]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中研究表明涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
张星辰[8]（2021）在《纳米固化剂材料研发及固土性能研究》文中研究指明基于黄河流域高质量发展和黄土高原生态环境保护的现实需求,针对黄土高原及广大无砂石料地区工程建设面临的砂石料开采环境成本高、弃土弃渣难以利用且传统土壤固化材料固土性能亟待提升的问题,为了充分利用当地水土资源,同时减少因开山取石、挖河淘沙等对环境的危害,在已有研究的基础上开发了一种新型纳米土壤固化剂N-MBER。通过室内力学试验与野外工程实践相结合的方法,运用扫描电镜和能谱分析等观测手段,明晰了纳米土壤固化剂性能优化的影响机制,揭示了纳米固化剂对土体力学性能及界面结构的作用机理,提出了纳米固化土单轴压缩本构关系及模型方程,构建了基于土壤惰性矿物激活与离子再造的纳米固化剂固土理论,研发了新型纳米固化剂材料及土体重构技术在不同坡沟生态工程中的施工技术,为纳米土壤固化剂的深入研发及在无砂石料地区的应用提供理论及技术支撑。取得的主要研究成果:1、纳米材料对土壤固化剂的性能影响及N-MBER纳米固化剂开发。针对土壤固化剂在强度和耐久性等方面的缺陷及纳米材料的性能优势,通过分析纳米改性后的土壤固化剂强度变化规律、影响因素以及微观颗粒形态,探讨了不同纳米二氧化硅掺量和养护龄期下的纳米固化剂、普通固化剂及P.O.32.5水泥的胶砂强度提升规律,建立了纳米改性固化剂胶砂抗压强度与掺量和龄期的复合幂指函数模型,明确了纳米固化剂在微观几何形态上对土体颗粒界面的胶凝机制,开发了一种新型纳米土壤固化剂N-MBER,其配方优化后的纳米二氧化硅掺量为2.5%。胶砂试验结果表明该掺量下的纳米固化剂强度较普通固化剂可提升15%以上,较P.O.32.5水泥可提升约50%。2、揭示了纳米固化剂对土体力学性能及界面结构的影响机理。研究发现纳米固化剂的掺量和龄期与固化土的力学性能显着相关,其中掺量与纳米固化土的无侧限抗压强度呈指数函数关系;在力学性能方面,纳米固化土各龄期的无侧限抗压强度较普通固化土和P.O.32.5水泥土可提升10%～30%;在微观界面结构方面,通过对比纳米固化土、普通固化土及水泥土的吸水率、干密度和颗粒形态随养护龄期的变化规律,揭示了纳米固化剂对土体力学性能和界面结构的影响机理。通过上述研究,明确了纳米固化剂加固后的土体在微观界面结构及宏观力学性能方面的演变机制,为进一步研究纳米固化土在受力条件下的应力-应变本构关系提供了基础。3、建立了纳米固化土单轴受压条件下的弹塑性本构模型。通过分析典型纳米固化土构件单轴压缩破坏过程,明晰了纳米固化土受力变形的三个阶段,即早期的材料内部孔隙闭合阶段,峰值应力前的线弹性变形阶段和峰值应力过后的材料破型阶段;通过模型筛选和参数计算,提出了纳米固化土单轴压缩应力-应变的弹塑性本构模型,并对模型精度进行了验证;模型验证结果表明,构建的纳米固化土弹塑性本构模型可以较好地模拟材料在单轴压缩受力下的应力-应变曲线变化规律。上述结果为定量计算纳米固化土在一维压缩条件下的应力-应变关系提供了依据,为研究纳米固化土各向异性多轴受力本构模型的研究提供了参考。4、构建了基于惰性矿物激活与离子再造的纳米固化剂固土理论。研究了纳米二氧化硅在固化剂水化过程中对其水化活性及离子组成和分布的影响机制研究,发现纳米二氧化硅能利用其火山灰催化活性强,颗粒小且流动性高等特点,通过激活土壤惰性矿物和化学离子再造,强化网状胶结,使材料的基本结构单元无分散,相界面紧密接触。同时能激发土体铝酸盐矿物潜在的活性,在相界面和土体单元内部形成牢固的多晶粘土聚集体,从而改善土体颗粒相界面接触的本质,产生较高的强度和水稳定性。研究发现纳米二氧化硅在早期水化过程中对氢氧化钙晶体的细化率可达50%以上,纳米固化剂对土壤胶体中不同形状的水化硅酸钙凝胶数量提升可达30%。通过上述研究构建了纳米固化剂加固土的基本理论,即“基于土壤惰性矿物活性再生与离子再造的相界面重构理论”,该理论的提出可为纳米固化剂的进一步研发及应用提供理论基础。5、提出了纳米固化剂在典型工程中的施工技术。本研究在团队研发的土壤固化剂成果基础上,利用开发的纳米固化剂及其土体重构技术在不同土质地区进行了典型工程的实践应用,结果表明:采用纳米固化土材料修建的工程比同等成本下的水泥土工程强度提升20%以上;在同等工程强度条件下,采用纳米固化土的修建成本可节省30%以上;纳米固化土的具有就地取材、施工简单且对环境无污染等优势,可以作为主体工程修建淤地坝拦挡墙、道路、蓄水池等设施,同时兼顾节约成本和环境保护。修建的纳米固化土工程及设施对生产建设和生态恢复具有积极的作用,在黄土高原等缺砂少石地区具有良好的推广应用前景。
杨阳[9]（2021）在《稻田土壤生物地球化学驱动的镉形态转化机制与模型》文中研究说明稻田镉（Cd）污染的问题会引起了稻米中Cd含量超标,进而对人类健康造成极大的威胁。由于我国稻田主要集中在的华南区域,稻田酸化的问题使Cd污染的问题更加严峻。稻田的干湿交替会影响土壤中氧气的含量,促使铁、氮、硫等元素氧化还原循环的发生,并使p H值随干湿交替呈现周期性的波动,共同影响着Cd在土壤–水界面上Cd的赋存形态。虽然目前的影响因素已经逐步明确,但是影响机制仍不明确,以及缺乏定量的模型来确定主要机制的贡献,并且由于稻田氧化还原条件的改变,Cd的赋存形态属于动力学变化的过程,Cd的有效性评价是一个难题。因此,针对以上问题进行了以下研究工作。采用酸碱滴定和连续电位滴定的方法研究了土壤表面的酸碱缓冲特征,土壤的酸碱缓冲反应可以简化为表面羟基的质子化与去质子化反应,从而建立了土壤表面酸碱性质的表面络合模型,模型结果表明土壤表面电荷的分布决定了Cd的吸附特征,即p H高于电荷零点时易于吸附。利用土壤表面酸碱参数和不同p H值下Cd的吸附特征,建立了Cd的表面络合模型,很好地模拟了p H值对Cd吸附行为的影响。采用提取法和表面络合模型结合的方法,计算得到的溶解态Cd可以更好地与稻米Cd含量相关,说明基于热力学平衡的表面络合模型,可以进一步提高Cd的有效性预测。采用培养实验的方法,研究了外源Cd在厌氧–好氧交替下的赋存形态转化过程,厌氧条件下Cd的有效性明显下降,而进入好氧阶段后有效性则明显升高。基于铁、氮、硫元素氧化还原循环,以及土壤胶体与悬浮颗粒的特征,建立了Cd形态转化为核心的模型。明确了厌氧阶段Cd有效性下降的机制为:铁、氮、硫发生的还原反应消耗氢离子,使p H升高并促进了Cd被腐殖酸和富里酸固定（39.6%）;并且铁氧化物还原引起矿物胶体和悬浮颗粒释放,表面位点增加促进了Cd的固定（14.6%）;最后硫酸盐还原可能产生的硫化物(S2–)与Cd2+形成Cd S（11.6%）。好氧阶段Cd有效性上升的机制为:还原产物的氧化释放氢离子,使p H降低并促进了Cd从腐殖酸和富里酸表面释放;其次土壤胶体和悬浮颗粒的聚集减少了表面吸附位点,可能引起Cd的释放;另外镉硫化物的氧化也会释放Cd。采用Cd污染的稻田土壤进行厌氧–好氧交替培养,将Cd的水溶态、交换态和吸附态划分为潜在有效态,将其他形态划分为无效态,建立了潜在有效态和无效态之间转化的动力学模型,模型的结果表明厌氧阶段潜在有效态Cd会向缓慢无效态转化,而好氧阶段无效态会迅速向潜在有效态转化。基于铁、氮、硫的氧化还原循环以及土壤缓冲体系,建立了氢离子的动力学模型,从而模拟得到了p H值在厌氧条件下升高和好氧条件下降低的动力学过程。将p H值作为“桥梁”集成了Cd的动力学模型和表面络合模型,集成模型预测的水溶态Cd与稻米中Cd含量极显着相关（P<0.01）,明显优于化学提取法。说明在厌氧和好氧交替条件下,不仅Cd的形态转化是受铁、氮、硫等影响的动力学过程,而且p H也对潜在有效态Cd在土壤–水界面的热力学分配具有重要影响。综上述所,本研究涵盖了热力学和动力学两方面内容,可以进一步揭示土壤p H对Cd在土–水界面分配的热力学机制,并且明确了铁、碳、氮、硫元素循环对Cd形态的影响机制,为进一步发展针对性的Cd污染治理技术提供了理论依据,并且机理模型的建立对于进一步准确预测Cd的有效性提供了新的思路。
潘金禾[10]（2021）在《粉煤灰中稀土元素赋存机制及富集提取研究》文中提出稀土元素（镧系元素、钇和钪）,属于战略性金属,由于日益增长的市场需求和传统矿石资源的供给紧张,从二次资源中回收稀土元素成为了研究热点。煤被认为是未来稀土重要来源之一,部分地区煤或煤灰中稀土元素接近或达到传统稀土矿品位。本论文研究粉煤灰中稀土元素赋存状态,揭示粉煤灰形成过程中稀土元素转化规律（赋存成因）,比较多种方法对稀土元素的富集效果,开发焙烧-水洗-酸浸回收工艺,为粉煤灰中稀土元素的资源化利用提供借鉴。研究了粉煤灰中稀土元素的配分模式和赋存状态,揭示了稀土元素在粉煤灰中的赋存规律:利用逐级化学提取方法,明确了铝硅酸盐态是稀土赋存的主导形态;利用筛分、磁选和小浮沉方法,研究了稀土元素分配规律,发现稀土元素在非磁性组分、细颗粒和密度为2.4-2.8 g/cm3的组分中富集;利用数理统计分析方法,发现稀土元素与铝硅元素含量呈正相关,建立了稀土元素与铝硅元素的线性回归预测模型;利用扫描电镜研究了稀土元素赋存载体的微观形态,包括稀土矿（或附着于玻璃相）、稀土氧化物、在玻璃相中以及铁氧化物结合四种形式。在赋存状态研究的基础上,选择了四种模型矿物:独居石（磷酸盐类稀土资源）、氟碳铈矿（碳酸盐类稀土资源）、离子型稀土矿（铝硅酸盐类稀土资源）和改性褐煤（有机质中稀土资源）,利用滴管炉模拟煤燃烧过程,研究了稀土元素从煤到灰转化过程中的变化规律,揭示了粉煤灰中稀土元素赋存状态的成因。煤中磷酸盐稀土矿经过燃烧后仍将以磷酸盐稀土矿形式存在,碳酸盐稀土矿和有机质中的稀土矿将以稀土氧化物形式存在。煤系铝硅酸盐中稀土元素极有可能发生氧化反应,仍与铝硅酸盐结合,燃烧温度差异将导致铝硅酸盐相的不同变化,进而影响稀土元素可浸出性:800℃时,铝硅酸盐矿物发生脱氢反应,颗粒呈碎屑状,可浸出稀土元素占比提高,而在1200℃时,铝硅酸盐矿物生成莫来石,颗粒呈球状或片状,可浸出稀土元素占比降低。比较了六地粉煤灰中稀土元素的浸出极限,发现循环流化床粉煤灰中稀土元素的浸出率高于煤粉炉粉煤灰。考察了粒度和磁性分级对稀土元素的富集效果,广安粉煤灰中稀土元素从782ppm到1025ppm的富集,稀土元素浸出率实现了提高,可能是由于浸出接触面积的增加。研究了浮选操作参数对未燃碳的脱除效果,精矿中稀土元素并未明显富集,浮选不能提高稀土浸出率。研究了碱溶脱硅反应动力学,发现脱硅过程符合“未反应核收缩”模型,反应过程分为两个阶段,分别受化学反应控制和固态层扩散作用控制。根据化学反应速率方程,结合反应物浓度和硅脱除率,利用微分法计算反应级数,分别是1.02和0.73。根据阿仑尼乌兹方程,结合温度和硅脱除率,利用活化能和指前因子,建立了动力学方程,分别为1-（1-X）1/3=72.15×105exp[-70890/RT]t和1+2（1-X）-3（1-X）2/3=42.72×10-5exp[-3.21/RT]t,在温度和NaOH浓度适宜时,存在第三阶段,铝硅沸石生成,附着在颗粒表面。利用分步碱溶脱硅降低溶液中铝硅含量,避免了沸石相的产生,有利于硅的脱除,实现了稀土元素从1025ppm到2135ppm的富集,铝硅脱除顺序的差异,为二者协同回收提供了可能。X射线光电子能谱仪研究表明,碱溶脱硅中Si（2p）和Al（2p）的结合能降低,表明了Si-O和Al-O键的断裂和玻璃相的破坏,有利于稀土浸出率的提高。分步脱硅稀土浸出率优于一步脱硅,浸出率的提高主要因为减少了反应生成的铝硅酸胶体对粉煤灰颗粒的包裹,有利于浸出反应的进行。开展了粉煤灰中稀土元素的焙烧浸出试验研究,提出多种添加剂在焙烧过程中的不同反应假设,利用HSC chemistry软件进行了热力学计算,根据吉布斯自由能判断各个反应发生的温度。利用X射线衍射分析焙烧产物物相组成,验证了反应的存在。根据水洗和酸浸结果,判断了最佳焙烧温度在熔点附近,选取NaOH和Na2CO3为焙烧添加剂,二者焙烧产物主要为Na2Si O3和Na Al Si O4,分别在水洗过程中溶解和在酸浸过程中与盐酸反应,水洗残渣为多孔结构,有利于稀土浸出,酸浸渣为硅酸受热分解后的二氧化硅。选用二氧化硅、莫来石和氧化铁粉末作为粉煤灰的模型化合物,计算了粉煤灰与NaOH完全反应理论需要量,1g粉煤灰需要0.65g NaOH才完全反应,并通过热重曲线验证拟合效果。利用Optimal和Box-Behnken试验设计,建立了焙烧—酸浸工艺操作参数与稀土元素浸出率之间的函数关系,利用响应面分析法,获得了最佳工艺条件,形成焙烧-水洗-酸浸的联合工艺回收粉煤灰中稀土元素。该论文有图108幅,表30个,参考文献235篇。
二、DEPLETION POTENTIAL OF COLLOIDS: A DIRECT SIMULATION STUDY（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、DEPLETION POTENTIAL OF COLLOIDS: A DIRECT SIMULATION STUDY（论文提纲范文）
（1）多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国农村地区污水处理现状 |
| 1.1.2 农村污水分散排放的影响 |
| 1.1.3 治理农村污水的对策 |
| 1.2 常见的农村污水处理技术 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 生态处理技术 |
| 1.3 多介质土壤层(Multi-soil-layering,MSL)系统污水处理技术 |
| 1.3.1 MSL系统的构型及特点 |
| 1.3.2 国内外对MSL系统的研究进展 |
| 1.3.3 国内外对MSL系统的工程应用 |
| 1.3.4 MSL系统研究的不足与空白 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 MSL系统处理农村生活污水的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 农村生活污水的配制 |
| 2.2.2 因子设计实验方案 |
| 2.2.3 MSL系统设置 |
| 2.2.4 实验运行及水质检测 |
| 2.2.5 SCA方法 |
| 2.2.6 数据处理及分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 MSL系统出水DO、pH的变化 |
| 2.3.2 MSL系统对污水中COD、BOD_5的去除 |
| 2.3.3 MSL系统对污水中TP的去除 |
| 2.3.4 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除 |
| 2.3.5 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 2.3.6 污染物去除率预测模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 MSL系统强化去除农村生活污水中硝酸盐氮的反硝化微生物多样性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 低碳氮比农村生活污水的配制 |
| 3.2.2 MSL系统设置及因子设计实验方案 |
| 3.2.3 实验运行及水质检测 |
| 3.2.4 SMBs中混合土壤取样 |
| 3.2.5 16s RNA微生物多样性分析 |
| 3.2.6 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除效果 |
| 3.3.2 微生物Alpha多样性分析 |
| 3.3.3 因子及其交互作用对微生物Alpha多样性的析因分析 |
| 3.3.4 SMBs中与污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 3.3.5 因子及其交互作用对反硝化菌种总相对丰度的析因分析 |
| 3.3.6 反硝化菌种相关的冗余分析 |
| 3.3.7 微生物Beta多样性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 重力流复合生态床系统的污水处理性能与环境经济效益分析研究-以山东省临沂市农村地区的实际工程应用为例 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究地点及重力流复合生态床系统(GIEBS) |
| 4.2.2 定量评估环境经济效益的生命周期系统边界 |
| 4.2.3 GIEBS各处理单元出水水质检测 |
| 4.2.4 温室气体排放潜力计算 |
| 4.2.5 经济成本与温室气体排放的清单管理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 GIEBS及各处理单元介绍 |
| 4.3.2 GIEBS及各处理单元的污水处理效果 |
| 4.3.3 GIEBS的温室气体排放潜力评估 |
| 4.3.4 GIEBS的经济成本分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 MSL系统处理含磺胺甲恶唑农村家禽养殖污水的性能、机理研究及微生物多样性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 因子设计实验方案 |
| 5.2.2 MSL系统设置与含SMX家禽养殖污水的配制 |
| 5.2.3 实验运行 |
| 5.2.4 水质指标及SMX的检测 |
| 5.2.5 SCA方法 |
| 5.2.6 SMBs中混合土壤取样与16s RNA微生物多样性分析 |
| 5.2.7 PLs材料的表面微观形貌特征 |
| 5.2.8 数据处理及分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 MSL系统出水pH、DO、ORP的变化 |
| 5.3.2 MSL系统出水中常规污染物去除率的变化 |
| 5.3.3 MSL系统出水中SMX去除率的变化 |
| 5.3.4 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 5.3.5 SMX去除率预测模型 |
| 5.3.6 微生物多样性分析 |
| 5.3.7 SMBs样品中与常规污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.8 SMBs样品中与SMX去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.9 对SMX具有优势抗性菌种相关的冗余分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与创新、研究展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）基于金属阳极电池电絮凝系统的构建与脱氮除磷效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.2 电絮凝技术 |
| 1.2.1 电絮凝原理 |
| 1.2.2 电絮凝技术优点和缺点 |
| 1.3 金属空气电池 |
| 1.3.1 金属空气电池原理 |
| 1.3.2 金属空气电池研究进展 |
| 1.3.3 金属空气电池用于污染物去除 |
| 1.4 除磷技术研究进展 |
| 1.4.1 生物法除磷 |
| 1.4.2 物理化学方法除磷 |
| 1.5 微生物电化学系统脱氮效能 |
| 1.5.1 微生物电化学系统生物阴极脱氮原理 |
| 1.5.2 生物阴极脱氨氮 |
| 1.5.3 生物阴极脱硝氮 |
| 1.6 微生物电解池用于废水处理 |
| 1.6.1 微生物电解池处理有机废水 |
| 1.6.2 替代直流电的微生物电解池供电方式 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的与意义 |
| 1.7.2 论文研究内容 |
| 1.7.3 研究技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与化学试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料与药品 |
| 2.2 电极的制备和预处理 |
| 2.2.1 金属阳极 |
| 2.2.2 空气阴极 |
| 2.2.3 碳纤维刷电极 |
| 2.3 实验装置的构建与运行 |
| 2.3.1 单室金属阳极空气阴极电池絮凝反应器与运行 |
| 2.3.2 金属阳极-生物阴极电池反应器构建与运行 |
| 2.3.3 金属空气电池耦合MEC反应器构建与运行 |
| 2.4 电化学分析方法与技术 |
| 2.4.1 输出电压与电流 |
| 2.4.2 极化曲线 |
| 2.4.3 电化学交流阻抗 |
| 2.4.4 能量回收效率和库伦效率 |
| 2.5 水质检测与分析 |
| 2.6 分子生物学分析 |
| 2.7 絮凝产物及絮凝过程分析 |
| 2.7.1 X射线衍射分析 |
| 2.7.2 扫描电子显微镜与能谱分析 |
| 2.7.3 拉曼光谱分析 |
| 2.7.4 X射线光电子能谱分析 |
| 2.7.5 絮体粒径检测装置 |
| 2.7.6 絮体分形维数的测定 |
| 2.7.7 Zeta电位分析 |
| 2.7.8 Ferron逐时络合比色法 |
| 第3章 金属阳极空气阴极电池絮凝除磷效能及影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同影响因素对金属空气电池除磷和产电性能影响 |
| 3.2.1 外电阻对金属空气电池除磷性能的影响 |
| 3.2.2 初始pH对除磷性能的影响 |
| 3.2.3 初始电解液浓度对除磷效果性能的影响 |
| 3.2.4 初始磷酸盐浓度对除磷性能的影响 |
| 3.3 金属空气电池絮凝除磷机制分析 |
| 3.3.1 沉淀产物晶体结构分析 |
| 3.3.2 絮凝剂成分组成分析 |
| 3.3.3 电极表面和絮凝沉淀形貌分析 |
| 3.3.4 除磷机制分析 |
| 3.4 不同运行条件对铝空气电池用于生活污水除磷性能的影响 |
| 3.4.1 初始pH对处理生活污水性能的影响 |
| 3.4.2 外电阻对处理生活污水性能的影响 |
| 3.4.3 搅拌速度对处理生活污水性能的影响 |
| 3.5 絮体粒径分布 |
| 3.6 Zeta电位变化 |
| 3.7 絮体形貌和成分分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 金属阳极-生物阴极系统脱氮除磷性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 金属阳极-生物阴极电池系统构建与运行 |
| 4.3 金属阳极-生物阴极系统产电性能 |
| 4.4 金属阳极-生物阴极系统脱氮除磷性能 |
| 4.4.1 阳极絮凝除氮和磷性能 |
| 4.4.2 生物阴极脱氮性能 |
| 4.4.3 金属阳极生物阴极电池系统能耗分析 |
| 4.5 微生物群落分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 金属阳极空气阴极电池耦合微生物电解池系统处理含氮磷有机废水性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 金属空气电池耦合微生物电解池系统构建与运行 |
| 5.3 铝空气电池-MEC处理污水性能 |
| 5.3.1 铝空气电池-MEC系统电压和电流输出 |
| 5.3.2 铝空气电池-MEC系统对污水处理性能 |
| 5.3.3 铝空气电池-MEC系统能量效率及库伦效率 |
| 5.4 铁空气电池-MEC处理养猪废水性能 |
| 5.4.1 铁空气电池絮凝预处理养猪废水 |
| 5.4.2 铁空气电池-MEC系统电压和电流输出 |
| 5.4.3 铁空气电池-MEC耦合系统产氢性能 |
| 5.4.4 铁空气电池-MEC耦合系统去除有机物效率 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 能源和环境压力限制污水处理行业可持续发展 |
| 1.1.2 碳源不足制约城镇污水脱氮效能提升 |
| 1.1.3 开发污水/污泥碳源符合污水处理可持续发展需求 |
| 1.2 城镇污水碳源分配利用特性及研究进展 |
| 1.2.1 城镇污水的碳源组成 |
| 1.2.2 污水碳源的分配利用特性 |
| 1.3 碳源反硝化利用特性及研究进展 |
| 1.3.1 污水碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.2 常用外加碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.3 污泥发酵液的反硝化利用特性 |
| 1.4 碳源开发技术研究进展 |
| 1.4.1 基于物理沉降的碳源开发技术 |
| 1.4.2 基于化学强化的碳源开发技术 |
| 1.4.3 基于生物转化的碳源开发技术 |
| 1.4.4 微筛截留工艺的研究进展 |
| 1.5 生命周期评价在污水处理中的应用 |
| 1.5.1 生命周期评价在污水处理中的作用 |
| 1.5.2 污水/污泥处理工艺的生命周期评价 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验用水及剩余污泥性质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验仪器与试剂 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 污水碳源组成及分配利用特性研究 |
| 2.2.2 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 2.2.3 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 2.2.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规分析指标及测试方法 |
| 2.3.2 其他分析项目及测试方法 |
| 2.3.3 市政碳源组成特征分析 |
| 2.3.4 污水碳源的硝酸盐利用特性分析 |
| 2.3.5 水解-产酸动力学 |
| 2.3.6 高通量测序及群落结构分析 |
| 2.3.7 其他指标计算 |
| 第3章 污水碳源微筛截留条件优化及效能分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 污水碳源组成及反硝化利用特性分析 |
| 3.2.1 城镇污水碳源组成特征分析 |
| 3.2.2 污水/污泥碳源的反硝化利用特性分析 |
| 3.2.3 污水碳源在A~2O工艺中的分配和利用特性分析 |
| 3.3 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 3.3.1 颗粒碳源的微筛截留条件优化 |
| 3.3.2 优化微筛截留对污水碳源分配转化特性的影响 |
| 3.4 颗粒碳源微筛截留的物料平衡及能耗分析 |
| 3.4.1 基本假设及估算依据 |
| 3.4.2 微筛截留对生物处理单元物料平衡的影响 |
| 3.4.3 微筛截留对生物处理单元能耗变化的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 截留碳源厌氧发酵产酸效能分析 |
| 4.2.1 截留碳源的产酸特性 |
| 4.2.2 截留碳源的水解特性 |
| 4.2.3 截留碳源厌氧发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.3 初始碱调节对截留碳源产酸效能的提升效果 |
| 4.3.1 不同初始碱条件下截留碳源的产酸效能 |
| 4.3.2 不同初始碱条件下截留碳源的水解及产甲烷特性 |
| 4.3.3 碱性发酵对截留碳源特性的影响 |
| 4.3.4 截留碳源碱性发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.4 截留碳源厌氧发酵产酸效能评估 |
| 4.4.1 截留碳源厌氧发酵产酸的物料平衡 |
| 4.4.2 截留碳源厌氧发酵产酸的能耗估算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 截留碳源与剩余污泥共发酵水解产酸效果分析 |
| 5.2.1 共发酵对产酸效果及挥发酸组分变化的影响 |
| 5.2.2 共发酵对多糖蛋白水解效率的影响 |
| 5.2.3 共发酵产酸过程中甲烷累积量及p H变化 |
| 5.3 共发酵过程的微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 微生物群落多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构及功能菌群 |
| 5.3.3 功能微生物与环境因子的互作机制 |
| 5.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能评估 |
| 5.4.1 共发酵系统的物料平衡 |
| 5.4.2 共发酵系统的能耗分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 微筛截留-厌氧发酵工艺碳源供给效率及生命周期评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 碳源供给效率评价 |
| 6.2.1 碳源供给效率模型构建及参数分析 |
| 6.2.2 微筛截留-厌氧发酵的碳源供给效率评价 |
| 6.2.3 不同污水/污泥处理方案适用模式分析 |
| 6.3 微筛截留-厌氧发酵工艺的生命周期评价 |
| 6.3.1 生命周期模型构建与数据收集 |
| 6.3.2 污水/污泥处理阶段的清单分析 |
| 6.3.3 生命周期结果评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）热注入法合成Ⅳ-Ⅵ族量子点的物理化学过程与数学建模（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 半导体量子点的结构与性质 |
| 1.2.1 量子点的结构 |
| 1.2.2 量子点的主要特性 |
| 1.3 量子点的合成及稳态表征 |
| 1.3.1 Ⅳ-Ⅵ族量子点的合成 |
| 1.3.2 稳态光谱表征 |
| 1.4 经典的晶体成核和生长模型 |
| 1.4.1 经典成核模型 |
| 1.4.2 经典生长模型 |
| 1.4.3 尺寸分布的形成 |
| 1.5 本文的研究目的和主要内容 |
| 第2章 动力学模拟Ⅳ-Ⅵ族半导体胶体量子点的形成过程 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 动力学速率建模的基本原则 |
| 2.3 前驱体转换作用 |
| 2.4 反应温度的作用 |
| 2.5 添加剂或表面活性剂的作用 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 模拟PbS胶体量子点在变溶液温度下成核和生长 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 物理化学模型 |
| 3.2.1 模型描述 |
| 3.2.2 模型参数 |
| 3.2.3 温度调制 |
| 3.2.4 建立模型参数与实验信息的连接 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 参数研究 |
| 3.3.2 变温溶液合成案例研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Ⅳ-Ⅵ族胶体量子点成核和生长速率方程的数值解 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Fokker-Planck方程 |
| 4.3 变系数Fokker-Planck方程数值求解 |
| 4.4 离散的KRE方程和Fokker-Planck方程的边界条件 |
| 4.5 胶体量子点成核和生长的MATLAB实现 |
| 4.6 本章小结 |
| 论文总结与研究展望 |
| 论文总结 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参加的科研项目和成果 |
| 致谢 |
（5）Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基多元硫族化合物纳米晶的可控合成及性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硫族化合物纳米材料简介 |
| 1.2 硫族化合物纳米晶的胶体化学合成 |
| 1.2.1 纳米晶的生长机制 |
| 1.2.2 热注入法制备纳米晶 |
| 1.2.3 一锅加热法制备纳米晶 |
| 1.3 铋基多元硫族化合物纳米材料概述 |
| 1.3.1 Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基硫族化合物家族中的物相和结构 |
| 1.3.2 Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基硫族化合物纳米晶的研究进展 |
| 1.4 铋基多元硫族化合物纳米材料的应用 |
| 1.4.1 铋基多元硫族化合物纳米材料的金属离子电池性能研究 |
| 1.4.2 铋基多元硫族化合物纳米材料的太阳能电池性能研究 |
| 1.4.3 铋基多元硫族化合物纳米材料的生物医学性能研究 |
| 1.4.4 铋基多元硫族化合物纳米材料的热电性能研究 |
| 1.5 本文的选题意义与研究内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 Cu-Bi-S纳米晶的相调控合成与生长机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂和实验材料 |
| 2.2.2 S/ODE前驱体溶液的制备 |
| 2.2.3 Cu_(2-x)S前驱体的制备 |
| 2.2.4 Cu_(7.2)S_4前驱体的制备 |
| 2.2.5 Bi_2S_3前驱体的制备 |
| 2.2.6 Cu_(1.57)Bi_(4.57)S_8、Cu_(2.93)Bi_(4.89)S_9和Cu_3BiS_3纳米晶的合成 |
| 2.2.7 仪器与表征分析 |
| 2.2.8 光电响应曲线测试 |
| 2.3 结果讨论 |
| 2.3.1 Cu-Bi-S纳米晶的微观结构 |
| 2.3.2 氧化还原环境对单质Bi析出影响 |
| 2.3.3 Cu-Bi-S纳米晶的生长机理研究 |
| 2.3.4 Cu-Bi-S纳米晶的能级结构 |
| 2.3.5 Cu-Bi-S纳米晶的光电响应性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 阴离子诱导Cu_3BiS_3纳米晶的可控合成及钾离子电池性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂和实验材料 |
| 3.2.2 N,N'-二苯基硫脲/二苯醚溶液的制备 |
| 3.2.3 Cu_3BiS_3纳米晶的合成 |
| 3.2.4 Bi_2S_3纳米棒的胶体合成 |
| 3.2.5 配体交换反应 |
| 3.2.6 钾离子电池器件的制备与性能分析 |
| 3.2.7 仪器测试与表征 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 Cu_3BiS_3和Bi_2S_3纳米材料的微观结构 |
| 3.3.2 阴离子对Cu_3BiS_3纳米晶尺寸的影响 |
| 3.3.3 温度对Cu_3BiS_3纳米晶形貌的影响 |
| 3.3.4 Cu_3BiS_3纳米晶的结构分析 |
| 3.3.5 Cu_3BiS_3-p与 Bi_2S_3纳米晶的钾离子电池性能 |
| 3.4 本章小节 |
| 参考文献 |
| 第4章 AgBiS_2纳米晶的合成及原位Ag脱溶提升钾离子电池性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂和实验材料 |
| 4.2.2 N,N'-二苯基硫脲/二苯醚溶液的制备 |
| 4.2.3 AgBiS_2八面体纳米晶的胶体合成 |
| 4.2.5 配体交换反应 |
| 4.2.6 钾离子电池器件的制备与性能分析 |
| 4.2.7 仪器测试与表征 |
| 4.3 结果讨论 |
| 4.3.1 AgBiS_2纳米晶的合成路径 |
| 4.3.2 AgBiS_2纳米晶的微观结构 |
| 4.3.3 不同反应条件对AgBiS_2纳米晶合成的探究 |
| 4.3.5 AgBiS_2纳米晶的钾离子反应机理 |
| 4.3.6 AgBiS_2纳米晶的钾离子电池性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 AgBiSe_2纳米晶的相调控合成及钾离子电池的性能研究. |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂和实验材料 |
| 5.2.2 AgBiSe_2纳米晶的合成 |
| 5.2.3 配体交换反应 |
| 5.2.4 钾离子电池器件的制备与性能分析 |
| 5.2.5 仪器测试与表征 |
| 5.3 结果讨论 |
| 5.3.1 AgBiSe_2纳米晶的相调控合成 |
| 5.3.2 AgBiSe_2纳米晶的微观结构 |
| 5.3.3 AgBiSe_2纳米晶的相转变机制 |
| 5.3.4 岩盐相AgBiSe_2纳米晶的钾离子电池性能 |
| 5.3.5 铋基硫族化合物纳米材料钾电性能对比探讨 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 结论 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（6）应用于废水处理的磁性分离新技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 制革含铬废水 |
| 2.1.1 制革含铬废水来源 |
| 2.1.2 制革含铬废水的特征及危害 |
| 2.1.3 制革含铬废水处理 |
| 2.2 油田采出水 |
| 2.2.1 油田采出水的来源 |
| 2.2.2 油田采出水的特征与危害 |
| 2.2.3 油田采出水处理 |
| 2.3 磁性纳米颗粒和磁性分离器的研究现状 |
| 2.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒简介 |
| 2.3.2 磁性Fe_3O_4纳米颗粒制备方法 |
| 2.3.3 磁性分离理论与分析 |
| 2.3.4 磁性分离器设计与制造 |
| 2.3.5 钕铁硼(Nd-Fe-B)高强磁棒 |
| 2.4 磁性分离技术处理含铬废水研究现状 |
| 2.4.1 磁性颗粒磁性分离处理含铬废水 |
| 2.4.2 磁性纳米颗粒和高梯度磁性分离器处理含铬废水 |
| 2.5 磁性分离技术处理油田采出水研究现状 |
| 2.5.1 磁性颗粒磁分离技术处理油田采出水 |
| 2.5.2 磁性纳米颗粒和高梯度磁性分离器处理油田采出水 |
| 2.6 课题研究意义与研究内容 |
| 2.6.1 课题研究意义 |
| 2.6.2 课题研究内容 |
| 3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒回收处理制革含铬废水方法与机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及设备 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的制备 |
| 3.3.2 水合Cr(OH)_3胶体制备 |
| 3.3.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒Cr(Ⅲ)的捕获实验 |
| 3.3.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水实验 |
| 3.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒再生循环回用实验 |
| 3.3.6 表征和测试方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒性能 |
| 3.4.2 水合Cr(OH)_3胶体zeta电位和粒度分析 |
| 3.4.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒对Cr(Ⅲ)的捕获的影响 |
| 3.4.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒对Cr(Ⅲ)的捕获 |
| 3.4.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理实际制革含Cr(Ⅲ)废水 |
| 3.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生循环回用和废水中铬回收 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 磁棒式磁性分离器设计及连续流动处理制革含铬废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与设备 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒优选试剂制备 |
| 4.3.2 单根磁棒磁场强度的理论模拟与实验测量 |
| 4.3.3 实验室规模磁棒式磁性分离器的设计与构建 |
| 4.3.4 磁性分离器对水中磁性Fe_3O_4纳米颗粒的连续捕获实验 |
| 4.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒连续流动处理制革含Cr(Ⅲ)废水实验 |
| 4.3.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收实验 |
| 4.3.7 表征和测试方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒性能 |
| 4.4.2 单根磁棒磁场强度的理论模拟与实验测量分析 |
| 4.4.3 实验室规模磁棒式磁性分离器的设计与制造 |
| 4.4.4 磁性分离器对磁性Fe_3O_4纳米颗粒的连续捕获的影响 |
| 4.4.5 磁性纳米颗粒连续流动处理实际制革含Cr(Ⅲ)废水 |
| 4.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生和废水中Cr(Ⅲ)回收 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 磁性分离回收处理制革含铬废水中试试验及示范工程 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料及设备 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的规模化制备 |
| 5.3.2 中试规模磁棒式磁性分离器的设计与构建 |
| 5.3.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水工厂实验 |
| 5.3.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水中试实验 |
| 5.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水示范工程构建 |
| 5.3.6 磁性纳米颗粒再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收中试及示范工程 |
| 5.3.7 表征和测试方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的性能和规模化制备 |
| 5.4.2 中试规模磁棒式磁性分离器制造 |
| 5.4.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水的影响 |
| 5.4.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水中试 |
| 5.4.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水示范工程 |
| 5.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒表面修饰及在油田采出水COD去除中应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与设备 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设备 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒制备 |
| 6.3.2 油田采出水红外光谱分析 |
| 6.3.3 油田采出水和磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒Zeta电位测定 |
| 6.3.4 油田采出水COD去除实验 |
| 6.3.5 磁性纳米颗粒去除采出水COD连续流动运行实验 |
| 6.3.6 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒的再生和回用实验 |
| 6.3.7 表征和测试方法 |
| 6.4 实验结果与讨论 |
| 6.4.1 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒性能 |
| 6.4.2 油田采出水的红外光谱 |
| 6.4.3 油田采出水和磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒Zeta电位 |
| 6.4.4 油田采出水COD去除的影响 |
| 6.4.5 磁性纳米颗粒去除采出水COD连续流动运行 |
| 6.4.6 磁性纳米颗粒的再生和循环回用 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论 |
| 本论文主要创新点 |
| 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）纳米固化剂材料研发及固土性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤固化剂研究进展 |
| 1.2.2 纳米改性材料进展 |
| 1.2.3 纳米材料加固土的进展 |
| 1.2.4 水泥基类本构模型进展 |
| 1.2.5 研究现状与不足 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 第二章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 纳米改性剂 |
| 2.1.2 土壤固化剂 |
| 2.1.3 试验用土 |
| 2.1.4 纳米固化土 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 前期预备试验 |
| 2.2.2 固化剂胶砂试验 |
| 2.2.3 纳米固化土性能试验 |
| 2.2.4 微观物理化学分析 |
| 第三章 纳米固化剂研发及性能优化试验研究 |
| 3.1 纳米材料筛选 |
| 3.1.1 纳米添加剂的初步筛选 |
| 3.1.2 两种纳米添加剂性能对比 |
| 3.2 试验方案及试样制备 |
| 3.2.1 改性试验方案 |
| 3.2.2 试件制备与养护 |
| 3.3 纳米固化剂胶砂强度影响因素研究 |
| 3.3.1 纳米固化剂抗折强度影响因素分析 |
| 3.3.2 纳米固化剂抗压强度影响因素分析 |
| 3.4 纳米固化剂性能优化方案对比 |
| 3.4.1 纳米固化剂宏观力学性能对比 |
| 3.4.2 纳米固化剂微观分形特征对比 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 纳米固化剂对土体力学性能及界面结构的影响 |
| 4.1 试验方案及试样制备 |
| 4.1.1 试验方案 |
| 4.1.2 试样制备与养护 |
| 4.2 纳米固化土力学性能影响因素 |
| 4.2.1 养护龄期对固化土力学性能的影响 |
| 4.2.2 固化剂掺量对固化土力学性能的影响 |
| 4.3 不同固化土界面结构对强度的影响分析 |
| 4.3.1 不同固化土的抗压强度对比 |
| 4.3.2 吸水率和干密度对固化土强度的影响 |
| 4.3.3 固化土界面结构组成及颗粒形态分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 纳米固化剂固土机理研究 |
| 5.1 纳米二氧化硅火山灰活性加速水化过程 |
| 5.2 纳米固化剂改变土体化学离子的微观分布 |
| 5.3 纳米固化剂重构土体的相界面结构 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 纳米固化土的本构模型研究 |
| 6.1 单轴压缩破坏过程分析 |
| 6.2 本构关系模型构建 |
| 6.2.1 曲线无量纲处理 |
| 6.2.2 模型的推导及优化 |
| 6.3 本构模型参数确定 |
| 6.3.1 不同模型参数计算 |
| 6.3.2 模型拟合程度分析 |
| 6.4 本构模型的试验验证 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 纳米固化剂在坡沟防护工程中的技术应用 |
| 7.1 黄土地区沟道土地整治防护工程技术应用 |
| 7.1.1 研究区概况 |
| 7.1.2 结构设计与材料配制 |
| 7.1.3 施工及成型技术 |
| 7.2 南方红壤区坡面及道路防护工程技术应用 |
| 7.2.1 研究区概况 |
| 7.2.2 红壤区土质特性 |
| 7.2.3 结构优化与设计 |
| 7.2.4 施工及成型技术 |
| 7.3 纳米固化剂施工技术要点 |
| 7.4 成本分析和环境效益 |
| 7.4.1 工程成本分析 |
| 7.4.2 环境效益分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 结论及创新点 |
| 8.1.1 主要结论 |
| 8.1.2 创新点 |
| 8.2 局限性与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（9）稻田土壤生物地球化学驱动的镉形态转化机制与模型（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 稻田镉的污染与危害 |
| 1.1.1 稻田镉的来源 |
| 1.1.2 稻田镉的危害 |
| 1.2 土壤镉的赋存形态及土壤性质的影响 |
| 1.2.1 土壤镉的赋存形态 |
| 1.2.2 土壤性质对镉形态分配的影响 |
| 1.3 稻田土壤酸化及其对Cd有效性的影响 |
| 1.3.1 稻田土壤酸化的原因 |
| 1.3.2 土壤缓冲酸的机制 |
| 1.3.3 酸化的危害及对Cd有效性的影响 |
| 1.4 稻田土壤–水界面镉的表面络合模型 |
| 1.5 稻田氧化还原循环与镉动力学过程 |
| 1.5.1 稻田氮循环 |
| 1.5.2 稻田铁循环 |
| 1.5.3 稻田硫循环 |
| 1.5.4 稻田碳循环 |
| 1.5.5 稻田氮、铁、硫、碳循环的相互作用 |
| 1.5.6 稻田镉动力学 |
| 1.5.7 稻田镉有效性预测模型与动力学模型 |
| 1.6 研究意义 |
| 1.7 研究目标与研究内容 |
| 1.7.1 研究目标 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.8 拟解决的关键科学问题 |
| 1.9 技术路线 |
| 第2章 土壤酸碱缓冲特征与Cd的表面络合模型 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤与理化分析 |
| 2.1.2 酸碱滴定 |
| 2.1.3 连续电位滴定 |
| 2.1.4 氢氧化钙滴定 |
| 2.1.5 不同pH值下Cd吸附实验 |
| 2.1.6 数据统计与分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 土壤理化特征 |
| 2.2.2 土壤酸碱缓冲特征 |
| 2.2.3 连续电位滴定特征 |
| 2.2.4 土壤表面酸碱特征及其表面络合模型 |
| 2.2.5 不同pH值镉吸附特征及其表面络合模型 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 稻田生物地球化学驱动有效态镉转化动力学模型 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤与理化分析 |
| 3.1.2 不同pH值Cd吸附实验与表面络合模型 |
| 3.1.3 土壤培养实验 |
| 3.1.4 分析测试方法 |
| 3.1.5 数据统计分析与模型模拟 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤理化特征 |
| 3.2.2 Cd吸附特征及表面络合模型 |
| 3.2.3 Cd形态动力学 |
| 3.2.4 元素氧化还原循环特征 |
| 3.2.5 微生物多样性特征 |
| 3.2.6 土壤胶体颗粒特征 |
| 3.2.7 镉形态转化动力学模型 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 稻田土壤–水界面镉有效性预测模型 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤与理化分析 |
| 4.1.2 不同pH值Cd吸附实验与表面络合模型 |
| 4.1.3 土壤培养实验 |
| 4.1.4 分析测试方法 |
| 4.1.5 数据统计分析与模型模拟 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤理化特征 |
| 4.2.2 Cd表面络合模型 |
| 4.2.3 Cd形态动力学 |
| 4.2.4 元素氧化还原循环与土壤胶体特征 |
| 4.2.5 镉的动力学与热力学模型集成 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 结论、创新及展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（10）粉煤灰中稀土元素赋存机制及富集提取研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题背景及意义 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 煤及粉煤灰中稀土元素的研究进展 |
| 2.2 稀土元素提取方法的研究现状概述 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 试验材料及性质分析 |
| 3.1 试验材料及测试方法 |
| 3.2 物理性质分析 |
| 3.3 粉煤灰组成分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 粉煤灰中稀土元素的赋存状态 |
| 4.1 逐级化学提取 |
| 4.2 不同粒度级中稀土元素的分布规律 |
| 4.3 不同磁性组分中稀土元素的分布规律 |
| 4.4 不同密度级中稀土元素的分布规律 |
| 4.5 粉煤灰中稀土元素与常量元素的关系 |
| 4.6 粉煤灰中稀土元素的赋存载体 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 粉煤灰形成过程中稀土赋存转化规律 |
| 5.1 研究目的及策略 |
| 5.2 稀土元素载体模型矿物选择与性质 |
| 5.3 模型矿物热重分析 |
| 5.4 模型矿物的模拟燃烧试验 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 粉煤灰中稀土元素的物理化学富集及可浸出性评估 |
| 6.1 研究目的及策略 |
| 6.2 物理分选对粉煤灰中稀土元素的富集效果 |
| 6.3 脱硅反应对粉煤灰中稀土元素的富集效果 |
| 6.4 富集方法对粉煤灰中稀土元素浸出的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 粉煤灰中稀土元素的焙烧-酸浸提取工艺研究 |
| 7.1 研究目的及策略 |
| 7.2 试验方案与分析方法 |
| 7.3 粉煤灰焙烧-酸浸机理分析 |
| 7.4 焙烧过程优化试验 |
| 7.5 水洗过程优化试验 |
| 7.6 酸浸过程优化试验 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
四、DEPLETION POTENTIAL OF COLLOIDS: A DIRECT SIMULATION STUDY（论文参考文献）
- [1]多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究[D]. 宋沛. 华北电力大学(北京), 2021
- [2]基于金属阳极电池电絮凝系统的构建与脱氮除磷效能研究[D]. 韩晓禹. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究[D]. 段燕青. 太原理工大学, 2021(01)
- [4]热注入法合成Ⅳ-Ⅵ族量子点的物理化学过程与数学建模[D]. 王丹丹. 北京建筑大学, 2021
- [5]Ⅰ-Ⅴ-Ⅵ族铋基多元硫族化合物纳米晶的可控合成及性能研究[D]. 任晓茹. 吉林大学, 2021(01)
- [6]应用于废水处理的磁性分离新技术研究[D]. 李涛. 北京科技大学, 2021(08)
- [7]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021(02)
- [8]纳米固化剂材料研发及固土性能研究[D]. 张星辰. 中国科学院大学(中国科学院教育部水土保持与生态环境研究中心), 2021
- [9]稻田土壤生物地球化学驱动的镉形态转化机制与模型[D]. 杨阳. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [10]粉煤灰中稀土元素赋存机制及富集提取研究[D]. 潘金禾. 中国矿业大学, 2021