一、PVP/SDBS在高岭土上的吸附（论文文献综述）
刘观胜[1]（2021）在《黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究》文中研究指明地下水是水资源的重要组成部分,由于水量稳定、水质好等特点,是农业灌溉、工矿和城市的重要水源之一。地下水资源不但对促进人类社会经济快速发展、维持生态系统良性循环、也对人类生命健康具有举足轻重的作用。然而,由于石油产品及有机溶剂的泄露、垃圾渗滤液的渗漏、有机化肥和农药的不规范使用、矿产和石油等资源的开发、以及工农业和生活污水的不达标排放等因素,造成我国城镇与农村地区的地下水受到严重污染,其中不乏大量难降解有机污染物形成长期污染源,严重威胁地下水资源的安全。地下水资源的污染治理与修复迫在眉睫。四氧化三铁纳米粒子（MNPs）和零价铁纳米粒子（nZVI）两种铁系纳米粒子具备可以直接降解有机污染物以及激活过硫酸盐氧化剂加速氧化降解多种难降解有机污染物的能力,赋予了它们在地下水原位修复中巨大的应用潜力。然而,MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子在原位应用中存在稳定性和流动性极差问题,很难将这两种铁系纳米粒子注入并有效布置到指定到受污染的含水层区域,致使基于铁系纳米粒子的地下水原位修复低效甚至难以实现。在水中溶入聚合物和表面活性剂是强化纳米粒子的分散稳定性及其传输性的一个重要途径。例如,黄原胶是一种常见的水溶性聚合物,是一种集增稠、悬浮、乳化、稳定于一体,性能最优越的生物胶。相比于其它类型的聚合物或表面活性剂,黄原胶在强化纳米粒子稳定性和传输性方面有可能起到独特效果。基于此,本文以MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子为研究对象,以强化这两种铁系纳米粒子在含水层多孔介质中分散稳定性和传输性,以及实现它们在多孔介质中的有效布置为核心科学问题,采用沉降实验、稳态流变实验、基于石英砂填充柱系统的一维柱传输实验、以及基于微流体模型的微流场传输可视化实验等研究手段与理论分析相结合的研究方法,深入开展了在表面活性剂和水溶性聚合物作为分散剂的作用下MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的沉降行为、流变行为、传输行为特征等内容的研究。这些研究工作为铁系纳米粒子在地下水原位修复中的高效应用提供了理论指导。本文具体研究工作及研究成果包括以下三个部分的内容:第一部分通过沉降实验,研究了两种表面活性剂（SDBS、Triton X-100）和五种水溶性聚合物（黄原胶、海藻酸钠、羧甲基纤维素、聚乙烯吡咯烷酮和聚苯乙烯磺酸盐）作为分散剂来稳定铁系纳米粒子的可行性。研究结果表明表面活性剂对MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子无长期稳定作用。聚合物可以显着强化铁系纳米粒子的分散稳定性,并且在所测试的五种聚合物中黄原胶的强化效果最好。黄原胶溶液存在一个改善铁系纳米粒子稳定性的临界浓度且为2.0 g/L,其在该临界浓度下可以维持铁系纳米粒子长时间不发生聚沉。黄原胶是通过网格稳定和静电稳定的联合作用机制来提高铁系纳米粒子的分散稳定性。黄原胶在临界浓度下对高浓度铁系纳米粒子也具有超强的助稳能力,且稳定期达到数十天。最后在此基础上,研究了在黄原胶不存在和存在的两种情况下,高浓度MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的沉降行为特征。研究结果表明,在黄原胶不存在的条件下,高浓度MNPs和nZVI两种悬浊液在静置沉降过程中均很快就形成明显的沉淀-清液界面,并且界面先后出现区域沉降和压缩沉降两个阶段。对于黄原胶存在的条件下,高浓度MNPs悬浊液沉降体系直到第30天左右才出现沉淀-清液界面,并且界面呈现出先作加速度沉降、后作减速度沉降的行为过程。第二部分通过稳态流变实验,研究了黄原胶溶液以及黄原胶作用下的MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子悬浊液的流变行为特征。研究结果表明,黄原胶溶液的流变行为特征与其自身浓度密切相关。当黄原胶浓度较低时,黄原胶溶液的零剪切粘度基本与其自身浓度成线性关系。然而,当黄原胶浓度较高时,溶液的零剪切粘度快速增加,并且溶液的零剪切粘度与黄原胶浓度成幂律函数关系。黄原胶作用下的铁系纳米粒子悬浊液均显示出剪切稀化的流变行为特征。铁系纳米粒子的存在影响着黄原胶溶液的流变行为特征,其削弱了黄原胶溶液网状结构刚度性能、降低了溶液的零剪切粘度和增大了溶液的剪切稀化特性,并且这种变化与纳米粒子浓度正相关。Cross模型可以对黄原胶溶液和黄原胶作用下的纳米粒子悬浊液的流变行为进行很好地模拟。通过分析纳米粒子浓度与流变参数以及各流变参数之间的关系使得Cross模型完全参数化,实现了对黄原胶溶液以及黄原胶作用下的铁系纳米粒子悬浊液流变行为的预测。在第三部分中,通过一维柱传输实验和微流场传输可视化实验平台,研究了黄原胶作用下的MNPs和nZVI两种铁系纳米粒子在饱和多孔介质中的传输行为和分布行为特征。柱传输研究结果表明,相比于未经黄原胶作用的铁系纳米粒子在石英砂多孔介质中极差的传输性能,黄原胶作用下的铁系纳米粒子在石英砂多孔介质中具有很好的传输性能,并且其改善效果要优于诸如多羧甲基纤维素等聚合物。黄原胶作用下的铁系纳米粒子具有相当长的有效传输距离,其可以有效布满整个砂柱,且可以成功负载到石英砂介质表面。黄原胶作用下的纳米粒子在石英砂中的传输并不是随着流速的增加而持续增加,而是在一定流速范围内粒子传输随着流速增加而呈现先降低、后增加的规律。微流场传输可视化实验研究表明黄原胶作用下纳米粒子偏向在介质颗粒的背部表面形成粒子滞留层,且滞留层的厚度和颜色深度均是随着孔隙水流流速的增加而先增加后降低。这也表明粒子滞留量随着流速的增大而先增加后降低,与柱传输实验结论较为一致。最后,选用自身分散稳定性极好的聚苯乙烯微球并结合模型验证,推断黄原胶作用下的传输体系中会形成非流动区域,而非流动区域的存在是造成在某一流速范围内粒子传输是随着流速的增大呈现出先减弱后增强的主要原因。
王腾[2]（2020）在《纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制》文中进行了进一步梳理环境中残留的纳米颗粒（NPs）正逐渐成为一种新兴的环境问题,在实际环境中,水溶态污染物、纳米颗粒和环境固体以共存形式存在,成为了一种新的污染形式。环境中残留的纳米颗粒、污染物和环境固体表面三者之间的交互作用对于预测和评估环境中纳米颗粒和污染物的行为特征和生物有效性具有重要意义。本研究在探索单一重金属污染物(镉,Cd2+)和有机污染物（四环素,TC）在不同特征表面（沸石、椰壳碳和磁化高岭土）吸附特点及机制的基础上,研究了复合体系中共存的纳米二氧化钛颗粒（TiO2 NPs）与TC、Cd2+在不同特征表面的相互作用,并结合单一和复合体系中吸附前、后不同特征表面的表面结构特征变化,系统探讨了环境中共存的NPs-有机、重金属污染物-不同特征表面三者之间的相互作用机制。为深入了解纳米颗粒和有机、无机污染物共存环境中二者在不同特征表面的吸附行为和相互作用提供理论依据,并为预测与评估纳米颗粒与有机、无机污染物共存在环境中的行为特征和生物有效性提供理论支持。主要结果如下:1、在负电荷黏土矿物沸石表面,复合体系中有机无机污染物(TC/Cd2+)和TiO2 NPs之间的共吸附行为均表现为相互拮抗作用,即在共存体系中污染物与TiO2NPs在沸石表面的迁移性增强。单一和复合体系中Cd2+和TiO2 NPs在沸石上的吸附符合Sips模型,与单一Cd和单一TiO2 NPs体系相比,Cd+TiO2 NPs复合体系中沸石对Cd2+和TiO2 NPs的理论最大吸附量(Qm S)分别减小8.75%和23.33%。Cd+TiO2 NPs复合体系中Cd2+与TiO2 NPs之间的相互拮抗作用在低温酸性环境中更明显。表征结果证实,TiO2 NPs与Cd2+之间的拮抗作用是二者争抢沸石表面吸附位点（-OH和沸石结构边缘水解断裂的Si-O/Al-O键）造成的。此外,Cd2+和TiO2 NPs对沸石上孔隙结构的填充和堵塞也导致复合体系中Cd2+和TiO2 NPs吸附量减小。复合体系中被吸附在沸石上的TiO2 NPs会为Cd2+提供新的静电引力吸附位点（-OH）,复合体系中的Cd2+和TiO2 NPs之间通过静电引力结合成为Cd-TiO2 NPs复合体并一同吸附于沸石上,因此复合体系中Cd2+吸附亲和力增大。而对于TC+TiO2 NPs复合体系,Sips模型拟合结果表明,与单一TC和单一TiO2NPs体系相比,TC+TiO2 NPs复合体体系中TC与TiO2 NPs的Qm S分别减少45.37%和46.67%。TC与TiO2 NPs在沸石上的相互拮抗作用在高温中性环境中更强。TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2 NPs同样竞争沸石表面吸附位点（-OH）,此外有机大分子TC和TiO2 NPs对沸石表面孔结构堵塞和填充作用更强,TC对沸石的包裹作用进一步减少了沸石上的可吸附位点,上述原因造成了TC和TiO2 NPs之间的拮抗作用要强于Cd2+和TiO2 NPs。而复合体系中TC和TiO2 NPs之间通过氢键作用相结合,这种相互作用导致复合体系中TiO2 NPs的团聚体体积减小,这也导致沸石表面吸附的TiO2 NPs数量减少。2、在负电荷多孔固体椰壳碳表面,复合体系中出现的TiO2 NPs对有机无机污染物(TC/Cd2+)的吸附行为均表现为拮抗作用。Cd+TiO2 NPs复合体系中的Cd2+对TiO2 NPs吸附行为表现为拮抗作用,但TC+TiO2 NPs复合体系中的TC对TiO2 NPs的吸附表现为促进作用。Cd2++TiO2 NPs复合体系中,Sips模型拟合所得的Cd2+和TiO2 NPs的Qm S分别减少2.05%和54.46%。TiO2 NPs与Cd2+之间的拮抗作用是由于共存体系中出现的TiO2 NPs及Cd2+会争抢椰壳碳表面及孔隙中的吸附位点（-OH和-COOH）,造成Cd2+和TiO2 NPs吸附量减小。此外,Cd+TiO2 NPs复合体系中TiO2 NPs团聚体体积增大,这导致TiO2 NPs团聚体难以扩散进入椰壳碳的孔隙结构中,因此复合体系中TiO2 NPs吸附量降幅更大。TC+TiO2 NPs复合体系中,TC的Qm S减少57.99%,TiO2 NPs的Qm S增大12.12%。复合体系中出现的TiO2 NPs不仅会争抢椰壳碳上的氢键结合位点,还会抑制椰壳碳与TC之间的π-π/n-π键相互作用,造成TC两个主要吸附方式被抑制,而TiO2 NPs对椰壳碳孔结构的堵塞同样影响了TC的孔径填充作用。TC对TiO2NPs吸附量的促进作用分为两方面,一方面TC通过桥连作用促进了TiO2 NPs在椰壳碳表面的吸附,另一方面复合体系中的TC造成TiO2 NPs团聚体体积减小,增强了TiO2 NPs在椰壳碳孔隙中的吸附,导致复合体系中椰壳碳上TiO2 NPs的吸附量增大。3、在正电荷黏土矿物磁化高岭土表面,Cd+TiO2 NPs复合体系出现的TiO2NPs对Cd2+在磁化高岭土上的吸附表现为促进作用,Cd2+对TiO2 NPs在磁化高岭土上的吸附表现为拮抗作用。而TC+TiO2 NPs复合体系中的TiO2 NPs和TC在磁化高岭土上的共吸附行为表现为协同吸附。Cd+TiO2 NPs复合体系中Cd2+吸附量平均增大31.56%,TiO2 NPs总吸附量及稳定态TiO2 NPs吸附量分别减小19.57%和17.71%。虽然TiO2 NPs抑制了Cd2+的孔隙填充作用,并占据了部分磁化高岭土上的-OH吸附位点,但磁化高岭土表面被吸附的TiO2 NPs为Cd2+提供了额外的静电引力吸附位点,造成Cd2+吸附量大于单一Cd体系。而对于Cd+TiO2 NPs复合体系中的TiO2 NPs,Cd2+的出现一方面占据了部分-OH吸附位点,另一方面Cd2+还会抑制TiO2 NPs与Fe-O之间的氢键作用,造成复合体系中TiO2 NPs总吸附量和稳定态吸附量均减小;与单一Cd体系相比,Cd+TiO2NPs复合体系中Cd2+的脱附量增大122.73%,这是由于复合体系中吸附于TiO2 NPs表面的Cd2+造成TiO2 NPs与磁化高岭土之间的静电引力作用减弱,导致吸附于TiO2NPs上的Cd2+更容易随TiO2 NPs一同脱附。在TC+TiO2 NPs复合体系中,TC吸附量平均增大2.02%。吸附于磁化高岭土表面的TiO2 NPs一方面增加了磁化高岭土表面的-OH和负电荷数量,另一方面TiO2 NPs在磁化高岭土表面的吸附也抑制了TC在磁化高岭土表面的π-π或n-π键相互作用,导致TC吸附量增幅小于Cd2+。复合体系中,TiO2 NPs的吸附量平均增大57.59%,而磁化高岭土表面稳定吸附态TiO2 NPs的吸附量平均减少29.07%,同时TC脱附量增大45.26%;复合体系中吸附于TiO2 NPs上的TC的二甲氨基质子化造成磁化高岭土表面吸附的TiO2 NPs稳定性减弱,导致TC和TiO2 NPs更容易从磁化高岭土表面脱附,重新进入环境。4、不同特征表面的电荷性质是决定Cd2+和TiO2 NPs之间共吸附行为（拮抗或者促进作用）的主要因素。而对于负电荷表面（沸石和椰壳碳）,孔隙度则决定了Cd2+与TiO2 NPs在负电荷表面的相互拮抗作用强度。孔隙度、官能团种类及电荷性质共同决定了TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2NPs在不同特征表面的共吸附行为。在携带相同电性的表面,如椰壳碳和沸石,孔隙度和官能团种类决定了TC+TiO2 NPs复合体系中TC和TiO2 NPs在固体表面的共吸附行为。
李琛[3]（2020）在《草酸钠作为洗涤助剂的性质研究》文中研究说明助剂是衣物洗涤剂中不可缺少的重要组分,主要起脱除硬水离子改善洗涤性能的作用。三聚磷酸钠（STPP）是目前性价比最高的洗涤剂助剂,但中国磷资源不丰富,而且磷酸盐的使用也会带来水体“富营养化”的问题。以有机小分子羧酸盐,沸石,层状硅酸盐,聚羧酸盐等替代磷酸盐的助剂,都存在一定的缺陷,因此,寻找高性价比的代磷助剂仍然是一个值得研究的课题。草酸钠是一种二元羧酸螯合剂,它可以与多价离子形成不溶盐而起到软化水的作用。草酸钠作为洗涤剂助剂有过初步探索,但由于草酸钠生产成本比较高,没有推广应用。伴随着工业技术的发展,目前以工业尾气生产草酸钠的技术,能够有效降低草酸钠生产成本,为草酸钠作为洗涤剂助剂提供了契机。本文在分析了草酸钠的物理化学基本性质、毒理学性质和生物降解性的基础上,以草酸钠为洗涤剂助剂,开展了系统的研究工作,并在相同试验条件下,与传统磷酸盐助剂三聚磷酸钠和现用量最大的代磷助剂4A沸石进行了对照研究。本论文主要研究内容及结果如下:（1）首先,对草酸钠作为洗涤助剂的基本性质进行了研究,包括草酸钠的钙脱除容量、钙脱除速率以及对表面活性剂润湿性能、乳化性能、发泡性能及洗涤性能的影响。实验结果表明,与4A沸石等代磷助剂比较,草酸钠具有钙脱除容量高、脱除速率快的特点。且草酸钠有助于表面活性剂的去污能力的提升。（2）去污性能是洗涤剂最重要的性质。在了解草酸钠具有助洗性基础上,进一步对草酸钠在洗涤剂配方中的去污性进行研究。本文通过调整洗涤剂配方组成、洗涤时间和温度,多角度研究了草酸钠为助剂的洗涤剂的去污性能,并与STPP和4A沸石作对比。实验结果表明,草酸钠为助剂的洗涤剂可达到与STPP相近相的结果,远优于无磷助剂4A沸石。（3）酶是现代洗涤剂的重要组分,添加少量的酶可以有效提高对特定污渍的去除能力。为研究草酸钠与酶在洗涤配方中的复配性能,分别在草酸钠洗涤剂配方中添加了蛋白酶、脂肪酶和纤维素酶,针对相应污渍的污布进行了去污力的测定,并与STPP和4A沸石进行对比。实验结果表明,与STPP和4A沸石相比,草酸钠与酶显示出更好的复配性能。原因是草酸钠对酶的活性影响较小,保持了酶在洗涤剂中的活力,产生了更好的去污性能。（4）草酸钠是以沉淀的方式脱除硬水离子,生成的不溶性草酸盐颗粒可能会沉积在织物上,产生灰分。灰分沉积会造成织物的“板结”,使衣物发黄、变硬。本文通过对草酸钠洗涤剂中阴离子表面活性剂和聚合物种类的调整出不同的配方,通过循环洗涤的方法对不同纤维织物（棉、聚酰胺、聚酯纤维）灰分沉积进行了研究。实验结果发现,棉织物比合成纤维织物更容易造成灰分沉积。通过对洗涤剂配方的筛选,得到了在三种织物上同时具有低灰分量和高白度保持的三种配方:脂肪酸甲酯磺酸钠（MES）/羧甲基纤维素钠（CMC）、MES/聚乙烯吡咯烷酮（PVP）和脂肪醇醚硫酸钠（AES）/CMC。（5）采用阴离子表面活性剂和草酸钠配方体系,选用棉织物,进一步对草酸钠洗涤剂灰分沉积机理进行了研究。通过测定不同表面活性剂溶液中不溶草酸盐和棉织物的zeta电位,并利用Derjaguin–Landau–Verwey–Overbeek（DLVO）理论对两者间的相互作用力进行计算来揭示灰分沉积与相互作用力之间的关系。结果表明,在生成相同物相的草酸钙下,草酸钙颗粒与棉织物间的相互作用力越大,灰分沉积量越小。（6）采用统计学方法,使用Plackett-Burman设计方法,对以AES为阴离子表面活性剂,CMC为抗沉积剂的草酸钠洗涤剂配方进行了显着因子筛选,为配方进一步优化提供参考。结果表明,草酸钠对洗涤性能的提升效果分别达到了极显着和显着,尤其对于蛋白污布和皮脂污布的洗涤性能,在较大范围内改变草酸钠的添加量,灰分量的差别并没有达到显着影响的水平。
黄致君[4]（2019）在《Bt蛋白在矿物表面的迁移及构象变化》文中进行了进一步梳理随着转Bt基因作物商业化大面积的推广和应用,其对农田生态系统的潜在危害日益引起人们的关注。国内外大量研究结果表明,转Bt基因作物表达的毒蛋白会以不同方式释放到土壤并在土壤中长期残留,从而对土壤生态系统造成影响。文章对转Bt基因作物毒蛋白在土壤矿物上的迁移,包括Bt蛋白吸附解吸反应及反应前后的构象变化进行分析,进行了FTIR、荧光、CD光谱测定,对Cry1Ac蛋白的吸附、解吸机理与蛋白质构象的关系进行了探讨,为转Bt基因作物对土壤环境的生态风险性评价提供参考。研究发现Cry1Ac蛋白通过部分位点静电作用力吸附于土壤矿物表面,pH值的变化可影响两者间作用力,从而影响Cry1Ac蛋白在土壤矿物表面的吸附状态。不同土壤矿物中,Cry1Ac蛋白吸附的最适pH值不同,在中性和碱性条件下,更有利于毒素蛋白的吸附。当pH值到达7.6后,Cry1Ac蛋白在土壤矿物表面上的吸附能力和吸附强度明显提高。温度的升高和缓冲液浓度的降低不利于Bt蛋白在高岭土和蒙脱石矿物表面的吸附。总的来说,高岭土对该蛋白的吸附能力高于蒙脱石。在Cry1Ac蛋白与不同土壤矿物吸附后的红外光谱显示,由于加入吸附的蛋白浓度较低,没有出现明显的蛋白吸收峰,其它特征峰均没发生明显的位移,无法说明吸附过程对Cry1Ac蛋白构象的影响。荧光光谱显示,在加入三种不同的RL解吸Cry1Ac蛋白后的规律相似,蛋白分子荧光峰红移,表明其氨基酸残基所处的环境极性增强。加入表面活性剂CTAB脱附后,高岭土体系中的红移现象更为明显,但蛋白荧光强度却有所减弱。由加入SDS解吸后的荧光光谱可知,高岭土与蒙脱石的发射峰均有微弱的蓝移现象,且荧光强度比进行吸附后的游离态蛋白强度大。可知,加入不同表面活性剂解吸后蛋白质构象均发生改变。圆二色性光谱显示,不同表面活性剂与吸附蛋白后土壤矿物相互作用后,导致蛋白质的二级结构（α-螺旋,β-折叠,β-转角,自由卷曲）的改变。在高岭土体系中,α-螺旋含量增多而β-折叠减少,而β折叠结构具有疏水性,β折叠含量的减少使得体系中疏水区域大量减少,从而得出了荧光光谱中荧光强度降低是由于表面活性剂的添加使Cry1Ac蛋白疏水性下降的结论。实验结果为土壤介质环境中蛋白质类污染物的环境行为调控奠定科学依据,为转Bt基因作物对土壤环境的生态风险性评价提供参考。
朱毛毛[5]（2019）在《二硫化钼/海泡石复合材料的制备及其水处理应用研究》文中指出作为一种典型的半导体材料,Mo S2由于具有优异的光催化性能,常被应用在染料废水的处理领域。但是,纳米Mo S2由于容易团聚会导致电子-空穴对的重组,从而光催化降解效率较低,限制了其应用。海泡石矿物纳米纤维具有较大的比表面积、高的孔隙率以及良好的稳定性,此外,还有良好的吸附、分散等性能,适合用作催化剂的载体。采用海泡石矿物纳米纤维作为二硫化钼的功能载体,既能节省成本、提高光催化性能,又能拓宽海泡石矿物材料的应用范围。本工作分别以钼酸铵、硫脲为钼源和硫源,采用微波水热法制备了二硫化钼/海泡石复合材料,并采用XRD、FTIR、SEM、TEM、STEM、N2吸附-脱附等测试手段分析了不同工艺参数条件对复合材料晶体结构、微观形貌及性能的影响,分析了光催化性能提高的原因,同时探讨了其光催化机理。在此基础上,对复合材料的微观结构进行调控和对性能进行优化。实验结果表明:复合材料的最佳制备工艺是微波水热温度220℃,水热时间3 h,海泡石含量为8%（钼源和硫源的总质量比）,该复合材料对罗丹明B（Rh B）溶液的光催化性能最好,降解率为90%,约是纯二硫化钼的2.5倍。在此基础上,当添加浓度为1.0 mmol/L的SDBS表面活性剂时,复合材料具有最佳的形貌、结构及光催化活性,对Rh B溶液的降解率高达93%。为了进一步探讨复合材料的光催化机理,采用不同的捕捉剂对空穴和自由基进行捕捉实验。结果表明h+和·O2-是光催化降解Rh B过程中的主要活性物质,在降解中起主要作用。此外,海泡石的多孔结构以及良好的吸附性能,可以为Rh B的吸附提供较多的活性位点,从而有利于光催化反应的进行。该二硫化钼/海泡石复合材料形成的新结构发生了电荷间的相互作用,促进了光生电荷的分离,在以一维矿物作载体,制备二硫化钼复合材料用于染料废水的降解领域具有潜在的应用价值。
李志恒[6]（2018）在《阴离子表面活性剂在粘土矿物表面的吸附特征研究》文中提出查明阴离子表面活性剂在粘土矿物（高岭石、蒙脱石、伊利石）表面的吸附特征、探讨在粘土矿物表面的吸附机理对于优化压裂液复配体系,为压裂过程中粘土层的压裂提供理论指导。本文通过表面张力法和粘度测试等对阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠（SDS）和十二烷基苯磺酸钠（SDBS）相关参数测试,优选出SDBS作为实验用阴离子表面活性剂。采用紫外分光光度法和搅拌吸附法得出了阴离子表面活性剂在不同粘土矿物表面吸附量分布,结合吸附动力学模型得出不同浓度下粘土矿物吸附动力学特征;采用XRD、FTIR、SEM+EDS、Zeta电位、低温液氮吸附仪等对不同粘土矿物吸附表面活性剂前后的层间结构、官能团、表面形貌、孔径变化等进行表征,研究不同粘土矿物的吸附机理,结果表明:在室温25℃时SDS和SDBS临界胶束浓度分别为0.008mol/L和0.002mol/L,两种表面活性剂表面张力和半衰期均随温度升高而呈指数型下降,粘度随温度升高呈线性下降。计算得出SDBS粘度活化能比SDS高,SDS比SDBS更易胶束化。三种粘土矿物对阴离子表面活性剂的吸附曲线相似,相同粘土矿物随着表面活性剂浓度增大,吸附量越高。在相同浓度表面活性剂吸附过程中平衡吸附量:蒙脱石>伊利石>高岭石。三种粘土矿物均满足伪二级吸附动力学模型,吸附类型为化学吸附;蒙脱石以墨水瓶状和圆筒状微小孔隙为主,伊利石以一端封闭型孔型为主,高岭石以平行板间孔为主,且比表面面积分布:蒙脱石>伊利石>高岭石。XRD测试显示蒙脱石吸附后层间距发生变化,而伊利石和高岭石均未发生变化,蒙脱石层间发生了吸附,这表明蒙脱石吸附量大是大比表面积和层间吸附共同决定的,伊利石和高岭石没有层间吸附,吸附量相对小,高岭石比表面积小于伊利石,吸附量也小于伊利石。SEM、EDS和FTIR测试进一步证实了三种粘土矿物表面发生了化学吸附,Zeta电位测试进一步说明阴离子表面活性剂在粘土矿物中的吸附是静电斥力和疏水作用力等共同作用的结果。该研究为粘土层压裂中的泡沫压裂体系的复配及优化提供了理论支撑。
胡玉林[7]（2017）在《低浓度表面活性剂在自然多孔介质中的迁移行为研究》文中研究表明伴随着工农业的不断发展,各种不同的有机污染物以不同途径流入到自然环境中,造成水体和土壤环境污染。由于表面活性剂具有增溶作用,能提高有机污染物的表观溶解度,因此也越来越多的用于有机污染环境的治理。表面活性剂去除地下水与土壤介质中的有机污染主要有两方面机制:一是表面活性剂能降低水和有机相之间的界面张力而增加有机相在土壤多孔介质中的移动性;二是表面活性剂形成纳米级聚集体对有机污染物具有增溶作用,可增加疏水性污染物在水相中的分配,进而实现污染物的抽出或增强污染物的生物可利用性而强化其生物降解。然而,表面活性剂在土壤与地下水修复中起作用,依赖于表面活性剂在土壤多孔介质中的界面吸附及运移行为。另外近期的研究发现,低浓度表面活性剂能够实现增溶功能,同时避免高浓度表面活性剂的一些弊端。基于此,本文通过一维流场柱实验,研究了低浓度十二烷基苯磺酸钠（SDBS）表面活性剂在不同介质（玻璃珠、石英砂、实际土壤）中的迁移行为。玻璃珠、石英砂和实际土壤等三种的均匀系数分别为1.0、1.1、2.4,粒径d50分别为1.16nm、0.35nm、0.23nm,表现出较大的差异性。迁移实验结果显示,介质的性质对SDBS的迁移产生了显着影响,在实际土壤中的延滞现象更明显,延滞系数（3.45）远大于SDBS在玻璃珠和石英砂介质中的延滞系数（1.11和1.33）。在介质中存在非水相液体的条件下,延滞系数进一步大幅增加,源于介质中的非水相液体形成的液体,提供了额外的具有大吸附容量的液-液吸附界面。以上结果说明介质的粒径大小、不均匀性、组成的复杂性以及非水相液体的存在对表面活性剂的迁移有重要影响。该研究对于表面活性剂应用于有机污染地下水修复有指导意义。
李晓东,许端平,张倩,马福俊,伍斌,谷庆宝[8]（2017）在《SDBS在土壤中的吸附及对淋洗柴油效果的影响》文中认为为考察污染土壤淋洗修复过程中表面活性剂的动态吸附解吸过程及其对淋洗效果影响,以北京潮土为例,采用土柱淋洗实验,对4种浓度(600、1 800、3 000和4 200 mg·L-1)的阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠（SDBS）淋洗柴油污染土壤的过程进行模拟。结果表明,土柱淋洗过程中北京潮土对SDBS的吸附过程可分3个阶段:快吸附阶段、慢吸附阶段及动态平衡阶段。吸附动力学较好地符合颗粒内扩散方程。SDBS淋洗柴油污染潮土时,初期由于表面活性剂在土壤中的吸附未达到平衡而无法在溶液中形成胶束,导致淋洗液中柴油浓度很低。此后SDBS在土壤中的吸附逐渐达到平衡状态,溶液中SDBS的浓度超过临界胶束浓度（CMC）开始形成胶束,土壤中残留的柴油开始大量解吸。淋洗液中柴油浓度总体呈先升到峰值,而后呈锯齿状波动下降的变化规律。淋洗到400 h时,4种浓度SDBS溶液对柴油的去除率分别为1.06%、1.52%、25.55%和27.99%,柴油去除率与表面活性剂浓度呈正相关。但表面活性剂浓度过高时,会降低土柱中土壤渗透系数,导致淋洗流量显着降低,采用SDBS淋洗柴油污染潮土时,表面活性剂浓度在3 0004 200 mg·L-1较佳。
余婕[9]（2014）在《三维电极法电催化氧化SDBS模拟污水的研究》文中研究指明随着工业发展和人民生活水平的提高,表面活性剂制品已逐渐成为人类日常生活中不可缺少的部分。而含有表面活性剂的污水如果不经处理即排入水体,就会导致水体环境恶化,对水生生物造成严重影响。近年来,电催化氧化法由于高效、环保、经济、易于自动化等优点,被广泛应用于有机废水的降解。其中三维电极法是在二维电极的基础上发展起来的,具有电流效率高、传质效果好、时空产率高等优点,在污水处理领域有较好的应用前景。本文以石墨板为阴阳两极,改性高岭土为粒子电极,采用自制电化学反应器对一种常见的阴离子表面活性剂——十二烷基苯磺酸钠（sodium dodecyl benzene sulphonate, SDBS）进行了电催化降解。论文研究的主要内容和结果如下：（1）以阳离子表面活性剂——十六烷基三甲基溴化铵（cetyl trimethyl ammonium bromide, CTAB）改性高岭土作为粒子电极,分别考察了体系中吸附与电解的作用,并分别采用单因素实验和正交试验研究了CTAB浓度、模拟污水初始浓度、初始pH、粒子电极投加量等影响因素。结果表明：CTAB浓度0.1g/L,模拟污水浓度500mg/L, pH为5,粒子电极投加量11g时,SDBS去除率可达96.83%。（2）对比了三种表面活性剂改性高岭土对SDBS的吸附与电催化效果,发现聚乙烯醇（polyvinyl alcohol, PVA）作为改性剂时,体系能够在保证SDBS去除率较高的情况下达到较好的电催化效果,因此选用其作为改性剂对高岭土进行改性。考察了PVA浓度、粒子电极投加量、初始pH、模拟污水初始浓度以及支持电解质Na2SO4投加量对降解效果的影响,并对降解过程的动力学进行了分析。结果表明：在实验优化条件下（0.1g/L PVA,13g PVA-kaolin,300mg/L SDBS,电流密度100mA/cm2,10g/L Na2SO4,不调节pH）,电解20min后SDBS去除率为80.85%；动力学分析表明,粒子电极投加量对电催化效果的影响较大。（3）以不同金属改性高岭土（M-kaolin）为粒子电极,对SDBS模拟污水进行了电催化降解。结果表明：p区金属的改性效果最好,d区金属次之,s区金属改性效果最差。（4）实验发现向SDBS模拟污水中加入不同的M-kaolin会使溶液pH发生不同程度的改变,且改变后的pH（记为pHM-kaolin）与SDBS去除率的大小有一定关系。因此采用回归分析方法,以pHM-kaolin为自变量,SDBS去除率为因变量,对二者关系进行了分析。结果发现pHM-kaolin对SDBS去除率有较大影响,并有一定的预测作用。（5）在M-kaolin中选择铝改性高岭土（Al-kaolin）为代表,对实验条件进行了优化并对动力学进行了探究。结果表明：SDBS浓度500mg/L,粒子电极投加量13g,Na2SO410g/L,电流密度126.98mA/cm2,不调节pH时电解10min, SDBS去除率和COD去除率分别可达87.78%和88.49%;动力学分析表明,Al-kaolin对SDBS的降解符合准二级动力学方程,速率系数κ为0.60000/（min·%）。（6）对实验所制备的粒子电极进行了SEM、XRD、BET、FT-IR和XRF等常规结构表征。
骆永娜,王银叶,肖艳华,张宏伟,何颖俊[10]（2013）在《煅烧高岭土吸附Pb2+/SDBS/PNP三元共存污染物的研究》文中进行了进一步梳理对比Pb2+,SDBS,PNP单元和三元复合后在煅烧高岭土上的吸附,探讨了在不同投加量、吸附时间、pH值下三元共存在煅烧高岭土上的吸附影响.结果表明:Pb2+单元去除率为94.71%,三元复合后为85.50%;SDBS单元去除率为75.36%,三元复合去除率为84.04%;PNP单元去除率和三元复合去除率分别为64.24%,55.57%.表明三元复合对Pb2+和SDBS的去除产生拮抗效应,而三元复合对PNP起到增强吸附的作用.由IR红外分析可知煅烧高岭土吸附三元复合污染物并没有引起结构的改变,吸附过程为物理吸附.
二、PVP/SDBS在高岭土上的吸附（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、PVP/SDBS在高岭土上的吸附（论文提纲范文）
（1）黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究（论文提纲范文）
| 论文创新点 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 专业术语中英文对照和缩写说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 纳米粒子传输机制研究进展 |
| 1.2.1 对流-弥散过程 |
| 1.2.2 沥滤过程 |
| 1.2.3 吸附过程 |
| 1.2.4 封阻和催阻过程 |
| 1.2.5 聚集过程 |
| 1.2.6 尺寸排除过程 |
| 1.3 纳米粒子传输影响因素研究进展 |
| 1.3.1 纳米粒子自身性质 |
| 1.3.2 液相化学性质 |
| 1.3.3 多孔介质性质 |
| 1.3.4 水流特征 |
| 1.4 促进纳米粒子传输的技术方法研究进展 |
| 1.4.1 改善纳米粒子表面性质 |
| 1.4.2 改善流体性质 |
| 1.4.3 载体辅助 |
| 1.4.4 电场辅助 |
| 1.5 课题来源、研究目的和研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 第2章 铁系纳米粒子的分散稳定性及其强化方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 纳米粒子分散稳定剂的筛选实验 |
| 2.3.2 黄原胶浓度对粒子稳定性影响 |
| 2.3.3 粒子粒径和表面电荷性质测试 |
| 2.3.4 高浓度纳米粒子的稳定性实验 |
| 2.3.5 黄原胶溶液粘度测定 |
| 2.3.6 粒子沉降行为的数学模拟 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 沉降模型拟合结果 |
| 2.4.2 分散稳定剂的筛选 |
| 2.4.3 黄原胶浓度对粒子稳定性的影响 |
| 2.4.4 黄原胶提高粒子稳定性机制探讨 |
| 2.4.5 黄原胶作用下高浓度纳米粒子的稳定效果及其沉降特征 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 黄原胶对溶液的流变改性作用及铁系纳米粒子悬浊液的流变行为特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及仪器 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 黄原胶-纳米粒子悬浊液的制备 |
| 3.3.2 稳态流变实验 |
| 3.3.3 流变行为的数学模型 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 流变行为的模型模拟 |
| 3.4.2 黄原胶溶液的流变特征 |
| 3.4.3 黄原胶-纳米粒子悬浊液流变特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 黄原胶的流变改性下铁系纳米粒子在多孔介质中的传输分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及仪器 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 柱传输实验装置及实验方法 |
| 4.3.1 实验装置 |
| 4.3.2 黄原胶-纳米粒子柱传输实验 |
| 4.3.3 黄原胶-聚苯乙烯微球柱传输实验 |
| 4.3.4 柱传输实验数据分析 |
| 4.3.5 传输行为理论模型 |
| 4.4 微流场传输可视化实验平台及实验方法 |
| 4.4.1 可视化实验平台 |
| 4.4.2 微流体模型制备 |
| 4.4.3 黄原胶-纳米粒子微流场传输实验 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 粒子注入浓度对传输的影响 |
| 4.5.2 纳米粒子在多孔介质表面负载效果 |
| 4.5.3 注入流速对传输的影响 |
| 4.5.4 纳米粒子悬浊液流动特征及粒子分布状态 |
| 4.5.5 纳米粒子传输行为的模型模拟 |
| 4.5.6 流速对黄原胶作用下粒子传输行为影响机制探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻博期间发表的科研成果目录 |
| 致谢 |
（2）纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 纳米颗粒的定义与分类 |
| 1.2.1 碳基纳米颗粒 |
| 1.2.2 金属及金属氧化物纳米颗粒 |
| 1.2.3 非金属纳米颗粒等 |
| 1.2.4 半导体纳米颗粒及其他 |
| 1.3 纳米颗粒的环境行为的研究进展 |
| 1.3.1 纳米颗粒的特性及运用 |
| 1.3.2 环境中的纳米颗粒与污染物之间的相互作用 |
| 1.3.3 环境中的纳米颗粒与不同特征表面之间的相互作用 |
| 1.4 镉(Cd~(2+))在不同特征表面及纳米颗粒上的吸附研究进展 |
| 1.4.1 Cd~(2+)在不同特征表面的吸附行为 |
| 1.4.2 Cd~(2+)在纳米颗粒上的吸附行为 |
| 1.5 四环素(TC)在不同特征表面及纳米颗粒上吸附的研究进展 |
| 1.5.1 TC与不同特征表面的吸附行为 |
| 1.5.2 TC在纳米颗粒上的吸附行为 |
| 1.6 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在负电荷黏土矿物沸石(Zeo)表面共吸附行为及机制 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 2.2.2 沸石对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 2.2.3 温度对Cd~(2+)和TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 2.2.4 pH对 Cd~(2+)和TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 2.2.5 沸石的XRD图谱 |
| 2.2.6 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM |
| 2.2.7 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的CEC、SBET及孔径分布 |
| 2.2.8 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 2.2.9 沸石吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的XPS |
| 2.2.10 Cd~(2+)和TiO_2 NPs在沸石上的共吸附机制 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 TiO_2 NPs及TC在负电荷黏土矿物沸石(Zeo)表面共吸附行为及机制 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 沸石吸附TC和 TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 3.2.2 沸石对TC和 TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 3.2.3 温度对TC和 TiO_2 NPs吸附量的影响 |
| 3.2.4 p H对沸石吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 3.2.5 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的SEM |
| 3.2.6 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的CEC、SBET和孔径分布 |
| 3.2.7 沸石吸附TC及TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 3.2.8 沸石吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 3.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和TiO_2 NPs在沸石上的共吸附机制 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在多孔负电荷椰壳碳(CBC)表面的共吸附行为及机制 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 4.2.2 椰壳碳对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 4.2.3 温度对椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的影响 |
| 4.2.4 p H对椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs的影响 |
| 4.2.5 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM图像 |
| 4.2.6 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后 CEC、SBET和孔径分布 |
| 4.2.7 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 4.2.8 椰壳碳吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的XPS |
| 4.2.9 Cd+TiO_2 NPs复合体系中Cd~(2+)和TiO_2 NPs在椰壳碳上的共吸附机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 TiO_2 NPs及TC在多孔负电荷椰壳碳(CBC)表面共吸附行为及机制 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 5.2.2 椰壳碳对TC和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 5.2.3 温度对椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 5.2.4 p H对椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 5.2.5 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的SEM |
| 5.2.6 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后 CEC、AEC、SBET和孔径分布 |
| 5.2.7 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 5.2.8 椰壳碳吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 5.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和 TiO_2 NPs在椰壳碳上的共吸附机制 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 TiO_2 NPs及Cd~(2+)在正电荷黏土矿物磁化高岭土(MK)表面的共吸附行为及机制 |
| 6.1 实验材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.1.3 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 磁化高岭土对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 6.2.2 磁化高岭土对Cd~(2+)和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 6.2.3 温度对Cd~(2+)和TiO_2 NPs在磁化高岭土表面吸附的影响 |
| 6.2.4 p H对 Cd~(2+)和TiO_2 NPs在磁化高岭土表面吸附的影响 |
| 6.2.5 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的SEM&TEM |
| 6.2.6 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的CEC,SBET和孔径分布 |
| 6.2.7 磁化高岭土吸附Cd~(2+)和TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 6.2.8 Cd+TiO_2 NPs复合体系中Cd~(2+)和TiO_2 NPs的共吸附机制 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 TiO_2 NPs与TC在正电荷黏土矿物磁化高岭土(MK)表面共吸附行为及机制 |
| 7.1 实验材料与方法 |
| 7.1.1 实验材料 |
| 7.1.2 实验设计 |
| 7.1.3 实验方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 磁化高岭土对TC和TiO_2 NPs的吸附动力学 |
| 7.2.2 磁化高岭土对TC和TiO_2 NPs的等温吸附 |
| 7.2.3 pH对磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 7.2.4 温度对磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs的影响 |
| 7.2.5 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的SEM&EDS和TEM |
| 7.2.6 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的CEC、AEC、SBET和孔径分布 |
| 7.2.7 磁化高岭土吸附TC和 TiO_2 NPs后的FT-IR |
| 7.2.8 TC+TiO_2 NPs复合体系中磁化高岭土吸附TC和TiO_2 NPs后的XPS |
| 7.2.9 TC+TiO_2 NPs复合体系中TC和TiO_2 NPs在磁化高岭土上的共吸附行为机制 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 Cd~(2+)/TC和TiO_2 NPs在不同特征表面上的共吸附行为及机制 |
| 8.1 不同特征表面上Cd~(2+)和TiO_2 NPs共吸附行为机制 |
| 8.1.1 沸石 |
| 8.1.2 椰壳碳 |
| 8.1.3 磁化高岭土 |
| 8.1.4 沸石、椰壳碳和磁化高岭土上Cd~(2+)和TiO_2 NPs共吸附行为差异机制 |
| 8.2 不同特征表面上TC和TiO_2 NPs共吸附行为机制 |
| 8.2.1 沸石 |
| 8.2.2 椰壳碳 |
| 8.2.3 磁化高岭土 |
| 8.2.4 沸石、椰壳碳和磁化高岭土上TC和TiO_2 NPs共吸附行为差异机制 |
| 8.3 同种表面上不同污染物(TC和Cd~(2+))和TiO_2 NPs共吸附行为的差异 |
| 8.3.1 沸石 |
| 8.3.2 椰壳碳 |
| 8.3.3 磁化高岭土 |
| 8.4 本章小结 |
| 第九章 主要结论及创新点 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 研究中的不足及展望 |
| 9.3.1 研究中的不足 |
| 9.3.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）草酸钠作为洗涤助剂的性质研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 衣物洗涤剂简介 |
| 1.1.1 衣物洗涤剂的发展 |
| 1.1.2 衣物洗涤剂成分介绍 |
| 1.2 早期洗涤助剂 |
| 1.2.1 早期碱性助剂 |
| 1.2.2 磷酸盐助剂 |
| 1.3 代磷助剂 |
| 1.3.1 有机小分子代磷助剂 |
| 1.3.2 沸石类助剂 |
| 1.3.3 层状结晶硅酸钠 |
| 1.3.4 聚羧酸盐类 |
| 1.4 草酸钠概述 |
| 1.4.1 草酸钠的生产 |
| 1.4.2 草酸钠基本性质 |
| 1.4.3 草酸盐在自然界中的降解 |
| 1.5 选题背景及研究内容 |
| 1.6 课题来源 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 钙离子脱除容量测定 |
| 2.2.2 钙脱除速率测定 |
| 2.2.3 表面张力的测定 |
| 2.2.4 润湿力的测定 |
| 2.2.5 乳化能力测定 |
| 2.2.6 泡沫性质测定 |
| 2.2.7 白度测定 |
| 2.2.8 洗涤剂去污力测定 |
| 2.2.9 循环洗涤测定 |
| 2.2.10 白度保持能力 |
| 2.2.11 抗灰分性能的测定 |
| 2.2.12 酶活力测定 |
| 2.3 测试表征 |
| 2.3.1 X-射线粉末分析 |
| 2.3.2 形貌分析 |
| 2.3.3 zeta电位的测定 |
| 第三章 草酸钠助剂基本性质的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 钙脱除容量的测定 |
| 3.3 钙脱除速率的测定 |
| 3.4 草酸钠与表面活性剂的相互作用 |
| 3.4.1 草酸钠对平衡表面张力的影响 |
| 3.4.2 草酸钠对润湿能力的影响 |
| 3.4.3 草酸钠对乳化能力的影响 |
| 3.4.4 草酸钠对发泡能力的影响 |
| 3.5 草酸钠与表面活性剂的协同去污性能 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 以草酸钠为助剂洗涤剂去污性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同阴离子表面活性剂及添加量对去污性能的影响 |
| 4.3 助剂添加量的影响 |
| 4.4 洗涤时间的影响 |
| 4.5 洗涤温度的影响 |
| 4.6 聚合物对去污性能的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 草酸钠为助剂洗涤剂与酶的复配 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 助剂对酶活力的影响 |
| 5.3 洗涤配方的pH |
| 5.4 加蛋白酶配方的去污能力 |
| 5.5 加脂肪酶配方的去污能力 |
| 5.6 加纤维素酶配方的去污能力 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 以草酸钠为助剂洗涤剂配方抗沉积性能的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 灰分沉积量和白度保持 |
| 6.3 收集固体颗粒的XRD表征 |
| 6.4 收集固体颗粒的形貌 |
| 6.5 以草酸钠为助剂洗涤剂在不同织物纤维上的沉积 |
| 6.5.1 不同配方在棉布上的沉积性质 |
| 6.5.2 不同配方在聚酰胺织物上的沉积性质 |
| 6.5.3 不同配方在聚酯纤维上的沉积性质 |
| 6.5.4 草酸钙沉积过程 |
| 6.6 温度对棉织物循环洗涤性能的影响 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 抗灰分沉积机理的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 灰分沉积量 |
| 7.3 表面活性剂对草酸钙结晶行为的影响 |
| 7.4 阴离子表面活性剂对草酸钙形貌及zeta电位的影响 |
| 7.5 不同溶液中草酸钙与棉织物之间相互作用的计算 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 配方显着因素分析 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 单一阴离子表面活性剂Plackett-Burman筛选实验 |
| 8.2.1 Plackett-Burman实验与结果 |
| 8.2.2 Plackett-Burman显着性分析 |
| 8.3 本章小结 |
| 第九章 总结与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）Bt蛋白在矿物表面的迁移及构象变化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 转Bt基因作物毒素蛋白 |
| 1.2.1 转Bt基因作物的种植及相关研究动态 |
| 1.3 Bt蛋白进入土壤生态系统的途径及后续影响 |
| 1.3.1 Bt毒蛋白进入土壤生态系统的途径 |
| 1.3.2 Bt毒蛋白对土壤生态系统的影响 |
| 1.4 Bt蛋白在生态系统中的迁移 |
| 1.4.1 Bt毒蛋白在土壤中的存留 |
| 1.4.2 Bt毒蛋白在生态系统中的迁移转化 |
| 1.4.3 Bt毒蛋白在土壤中的吸附解吸 |
| 1.4.4 表面活性剂对土壤中Bt蛋白解吸的影响 |
| 1.5 蛋白质构象变化的检测方法与研究进展 |
| 1.5.1 荧光光谱法 |
| 1.5.2 傅里叶变换红外(FTIR)光谱法 |
| 1.5.3 圆二色(CD)光谱法 |
| 1.6 本文的研究内容及意义 |
| 第二章 Bt蛋白吸附解吸规律研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Bt蛋白吸附稳定性实验 |
| 2.3.2 Bt蛋白的温度影响实验 |
| 2.3.3 Bt蛋白的初始pH值影响实验 |
| 2.3.4 Bt蛋白的缓冲液浓度影响实验 |
| 2.3.5 Bt蛋白的解吸实验 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 Bt蛋白吸附解吸前后构象分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 Bt蛋白的傅里叶红外光谱 |
| 3.2.2 Bt蛋白的荧光光谱 |
| 3.2.3 Bt蛋白的圆二色(CD)发射光谱 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Bt蛋白吸附前后的傅里叶红外(FTIR)光谱分析 |
| 3.3.2 Bt蛋白吸附解吸前后的荧光光谱分析 |
| 3.3.3 Bt蛋白吸附解吸前后的圆二色(CD)发射光谱分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新性与不足之处 |
| 4.2.1 创新性 |
| 4.2.2 不足之处 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）二硫化钼/海泡石复合材料的制备及其水处理应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 二硫化钼的结构、性能及应用 |
| 1.2.1 二硫化钼的结构 |
| 1.2.2 二硫化钼的性能 |
| 1.2.3 二硫化钼的应用 |
| 1.3 海泡石的结构及在光催化降解载体中的应用 |
| 1.3.1 海泡石的结构 |
| 1.3.2 海泡石在光催化降解载体中的应用 |
| 1.4 二硫化钼复合材料的制备及在水处理中的应用 |
| 1.4.1 二硫化钼复合材料的常用载体 |
| 1.4.2 二硫化钼复合材料的制备方法 |
| 1.4.3 二硫化钼复合材料在水处理中的应用 |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 第二章 实验与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 材料表征与性能测试 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.3.3 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.3.4 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.3.5 球差校正场发射扫描透射电子显微镜(STEM)分析 |
| 2.3.6 比表面积(BET)分析 |
| 2.3.7 光催化性能测试 |
| 第三章 微波水热法制备二硫化钼/海泡石复合材料 |
| 3.1 二硫化钼/海泡石复合材料的制备工艺优化 |
| 3.1.1 水热温度对复合材料结构及性能的影响 |
| 3.1.2 水热时间对复合材料结构及性能的影响 |
| 3.1.3 海泡石含量对复合材料结构及性能的影响 |
| 3.2 二硫化钼/海泡石复合材料的表征 |
| 3.2.1 XRD分析 |
| 3.2.2 TEM分析 |
| 3.2.3 STEM分析 |
| 3.2.4 N_2吸附-脱附分析 |
| 3.3 表面活性剂对复合材料结构及形貌的影响 |
| 3.3.1 表面活性剂类型对复合材料结构及形貌的影响 |
| 3.3.2 表面活性剂浓度对复合材料结构及形貌的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 二硫化钼/海泡石复合材料在水处理中的应用 |
| 4.1 复合材料对不同染料溶液的光催化降解效果 |
| 4.2 表面活性剂对复合材料光催化降解效果的影响 |
| 4.2.1 表面活性剂类型对复合材料光催化降解效果的影响 |
| 4.2.2 表面活性剂浓度对复合材料光催化降解效果的影响 |
| 4.3 复合材料的生长机理及光催化降解机理 |
| 4.3.1 复合材料的生长机理 |
| 4.3.2 复合材料的光催化降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的相关成果 |
| 致谢 |
（6）阴离子表面活性剂在粘土矿物表面的吸附特征研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状及存在的问题 |
| 1.2.1 表面活性剂类型及性能研究 |
| 1.2.2 表面活性剂在粘土矿物表面吸附动力学研究现状 |
| 1.2.3 粘土矿物吸附表面活性剂后结构变化及吸附机理研究现状 |
| 1.2.4 目前存在问题 |
| 1.3 本文主要研究内容 |
| 1.4 论文特色与创新之处 |
| 1.5 技术路线图 |
| 2 阴离子型表面活性剂的优选 |
| 2.1 实验方案 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 实验方法及步骤 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 临界胶束浓度的确定 |
| 2.3.2 浓度对半衰期及表观粘度的影响 |
| 2.3.3 温度对两种阴离子表活剂关键参数的影响 |
| 2.4 阴离子表面活性剂实验优选 |
| 2.4.1 不同表面活性剂粘度活化能特征 |
| 2.4.2 不同表面活性剂溶解性质参数差异 |
| 2.4.3 阴离子表面活性剂的优选结果 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 阴离子表面活性剂在粘土矿物表面的吸附动力学特征 |
| 3.1 实验方案 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 粘土矿物样品 |
| 3.2.2 实验试剂及仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 表面活性剂浓度工作曲线的确定 |
| 3.3.2 吸附动力学模型 |
| 3.3.3 阴离子表面活性剂在高岭石矿物表面的吸附动力学特征 |
| 3.3.4 阴离子表面活性剂在蒙脱石矿物表面的吸附动力学特征 |
| 3.3.5 阴离子表面活性剂在伊利石矿物表面的吸附动力学特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 粘土矿物吸附表面活性剂前/后结构变化特征及吸附机理 |
| 4.1 实验方案 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 粘土矿物样品 |
| 4.2.2 实验试剂及仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 粘土矿物吸附前后孔隙结构特征变化 |
| 4.3.2 高岭石表面特征变化及吸附机理 |
| 4.3.3 蒙脱石表面特征变化及吸附机理 |
| 4.3.4 伊利石表面特征变化及吸附机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论及建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）低浓度表面活性剂在自然多孔介质中的迁移行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 表面活性剂 |
| 1.1.1 概念和分类 |
| 1.1.2 表面活性剂的基本性质和应用 |
| 1.1.3 在环境修复领域的应用 |
| 1.2 表面活性剂在多孔介质中的吸附 |
| 1.2.1 吸附机理 |
| 1.2.2 吸附动力学 |
| 1.2.3 吸附热力学 |
| 1.2.4 影响吸附的因素 |
| 1.3 表面活性剂在多孔介质中的迁移 |
| 1.3.1 迁移过程 |
| 1.3.2 表面活性剂在多孔介质中的运移理论 |
| 1.3.3 影响表面活性剂在多孔介质中迁移的因素 |
| 1.4 本课题研究意义与内容 |
| 第二章 低浓度十二烷基苯磺酸钠在多孔介质中的迁移行为研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 饱和柱实验 |
| 2.2.3 延滞系数R和分配系数Kd的计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A攻读学位期间发表论文目录 |
| 致谢 |
（8）SDBS在土壤中的吸附及对淋洗柴油效果的影响（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 主要材料 |
| 1.2 淋洗实验过程 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 SDBS吸附动力学 |
| 1) 伪一级动力学模型 (Pseudo first-order equation) : |
| 2) 伪二级动力学模型 (Pseudo secong-order equation) : |
| 3) 颗粒内扩散方程 (Intra-particle diffusion equation) : |
| 2.2 SDBS在土壤中的吸附对其淋洗柴油效果的影响 |
| 3 结论 |
（9）三维电极法电催化氧化SDBS模拟污水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 阴离子表面活性剂污水 |
| 1.1.1 阴离子表面活性剂污水的来源及危害 |
| 1.1.2 阴离子表面活性剂污水的处理方法 |
| 1.2 三维电极法处理有机污水 |
| 1.2.1 三维电极的特点 |
| 1.2.2 三维电极的分类 |
| 1.2.3 三维电极的工作机理 |
| 1.2.4 三维电极的应用 |
| 1.3 课题研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 实验条件与分析方法 |
| 2.1 主要实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 药品和试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 样品的分析方法 |
| 2.3.1 SDBS去除率的测定 |
| 2.3.2 化学需氧量的测定 |
| 2.3.3 OH浓度的测定 |
| 2.3.4 粒子电极的结构表征 |
| 第3章 CTAB-kaolin对SDBS模拟污水的电催化降解 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 CTAB改性高岭土(CTAB-kaolin)粒子电极的制备 |
| 3.2.2 粒子电极的结构表征 |
| 3.2.3 实验过程 |
| 3.2.4 正交试验设计法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 粒子电极的结构表征 |
| 3.3.2 单因素实验 |
| 3.3.3 正交试验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PVA-kaolin对SDBS模拟污水的电催化降解 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 粒子电极的制备 |
| 4.2.2 粒子电极的结构表征 |
| 4.2.3 实验过程 |
| 4.2.4 降解SDBS的表观动力学 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 粒子电极的结构表征 |
| 4.3.2 三维电极体系降解SDBS模拟污水的影响因素分析 |
| 4.3.3 SDBS降解过程的表观动力学分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 金属改性高岭土对SDBS模拟污水的电催化降解 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 金属改性高岭土(M-kaolin)粒子电极的制备 |
| 5.2.2 实验过程 |
| 5.2.3 回归分析法 |
| 5.2.4 粒子电极的结构表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同粒子电极对SDBS的电催化效果 |
| 5.3.2 三维电极体系降解SDBS模拟污水的影响因素分析 |
| 5.3.3 不同反应过程的SDBS去除率 |
| 5.3.4 优化条件下的SDBS去除率 |
| 5.3.5 SDBS降解的表观动力学研究 |
| 5.3.6 Al-kaolin对不同底物的电催化降解效果 |
| 5.3.7 粒子电极的结构表征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 总结与建议 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）煅烧高岭土吸附Pb2+/SDBS/PNP三元共存污染物的研究（论文提纲范文）
| 1 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料与水样 |
| 1.2 实验药品与仪器 |
| 1.3 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 投加量对煅烧高岭土吸附Pb2+,SDBS,PNP及三元共存污染物的影响 |
| 2.2 吸附时间对煅烧高岭土吸附Pb2+,SDBS,PNP及三元共存污染物的影响 |
| 2.3 p H值对煅烧高岭土吸附Pb2+,SDBS,PNP及三元共存污染物的影响 |
| 2.4 红外光谱分析 |
| 3 结论 |
四、PVP/SDBS在高岭土上的吸附（论文参考文献）
- [1]黄原胶对溶液的流变改性作用强化铁系纳米粒子的稳定性和传输性研究[D]. 刘观胜. 武汉大学, 2021(02)
- [2]纳米二氧化钛与四环素/镉在不同特征表面共吸附行为及其机制[D]. 王腾. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [3]草酸钠作为洗涤助剂的性质研究[D]. 李琛. 太原理工大学, 2020
- [4]Bt蛋白在矿物表面的迁移及构象变化[D]. 黄致君. 湖南农业大学, 2019(01)
- [5]二硫化钼/海泡石复合材料的制备及其水处理应用研究[D]. 朱毛毛. 河北工业大学, 2019
- [6]阴离子表面活性剂在粘土矿物表面的吸附特征研究[D]. 李志恒. 河南理工大学, 2018(01)
- [7]低浓度表面活性剂在自然多孔介质中的迁移行为研究[D]. 胡玉林. 湖南大学, 2017(07)
- [8]SDBS在土壤中的吸附及对淋洗柴油效果的影响[J]. 李晓东,许端平,张倩,马福俊,伍斌,谷庆宝. 环境工程学报, 2017(07)
- [9]三维电极法电催化氧化SDBS模拟污水的研究[D]. 余婕. 陕西师范大学, 2014(02)
- [10]煅烧高岭土吸附Pb2+/SDBS/PNP三元共存污染物的研究[J]. 骆永娜,王银叶,肖艳华,张宏伟,何颖俊. 天津城市建设学院学报, 2013(03)