一、大气悬浮粒状物质中羧酸的测定（论文文献综述）
翟世民[1]（2021）在《生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究》文中进行了进一步梳理生物炭的制备成本低、孔隙率高、官能团丰富,具有较强的吸附能力,在印染废水处理中应用前景广阔。以废弃生物质制备生物炭并将其用于印染废水的处理,可以实现废弃生物质的资源化利用,降低印染废水的处理成本,达到“以废治废”的目的。然而,由于废弃生物质中的无机组分占比较高,造成制备生物炭的比表面积和吸附能力比常规活性炭低,且在印染废水处理中,普通生物炭往往只对带特定电荷的污染物具有良好的吸附效果,吸附普适性差;另外,生物炭使用后进行堆积或填埋处理,还存在二次污染的风险。上述原因限制了废弃生物质生物炭在印染废水处理中的应用。基于此,本论文以制革污泥和竹子等生物质为原料,通过调控热裂解条件、引入活性官能团和负载金属氧化物等方式制备了不同结构和性能的生物炭,研究所制备生物炭材料对印染废水中污染物的作用机制,具体研究内容如下:通过改变制备条件调控生物炭（BCs）的比表面积和Zeta电位电势,然后在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团,制备改性生物炭（MBCs）,提高MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性。研究发现BCs仅对阳离子染料具有良好的吸附效果,其中BC50用量为10 g/L时对100 mg/L的Cr（Ⅵ）最大去除率为43.5%,8 g/L的BC50对活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL（200mg/L）的去除率分别为0.1%、17.9%、99.1%和0.05%;在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团后,MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性明显提高,在上述相同条件下MBCs对Cr（Ⅵ）、活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL的最大去除率均可达到98%以上,且被吸附污染物在模拟环境中未出现明显的脱附现象;在MBCs表面负载Fe3O4粒子后,在磁场作用下可以实现MBCs从水中的快速分离,提高了生物炭的实际应用性能。为实现生物炭的循环使用,研究以Fe粉和竹粉为原料,通过热裂解制备生物炭Fe-BC,然后在Fe-BC多孔结构上负载TiO2、Mg O和Zn O,得到具有吸附-催化功能的生物炭复合材料（TiO2@Fe-BC和Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）,将其用于印染废水处理,结果表明在紫外光照射和乙酸作用下,TiO2@Fe-BC（0.1 g）对Cr（Ⅵ）（10 m L,25 mg/L）的最大去除率为93.29%,而Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC对Cr（Ⅵ）的去除率为79.97%;在紫外光照射下,0.8 g/L的Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC可以实现50 mg/L亚甲基蓝（MB）的100%脱色,且Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC循环使用4次后,其对MB的去除率仍在80%以上。将竹片经水热碳化得到生物炭微球（BMs）,采用溶胶凝胶法在BMs表面包覆Mg O-Zn O和TiO2-Ag,制备金属氧化物包覆生物炭球复合材料（DSMs）,氧化煅烧去除BMs,得到内层为非光敏催化材料Mg O-Zn O、外层为光敏催化材料TiO2-Ag的中空催化微球（HCMs）,以提高催化材料的光能利用效率。研究HCMs对亚甲基蓝（MB）的催化降解效果,结果表明结构优化后,HCMs对光的最大吸收波长拓展到了可见光范围（580 nm）;在模拟太阳光照射下（Xe灯,150W）,HCMs在水中可以产生·O2-、e-和·OH等活性物质,当HCMs使用量为0.01 g时,可以将100 m L浓度为5 mg/L的MB催化降解,HCMs循环使用5次后对MB的去除率仍然可达到80%,与所制备的生物炭多孔负载金属氧化物复合材料（Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）、商品级锐钛矿和金红石相比,HCMs的光能利用效率和光催化降解能力更高。为拓展生物炭在印染废水处理中的应用,研究以腈纶纤维为骨架,在纤维表面包覆沉积Mg（OH）2,分别在纤维间填充竹粉或制革污泥,经模板压制成形和高温无氧煅烧,制备生物炭饼光热转化材料,通过优化制备条件,得到了热能转化效率高、亲水性强的生物炭饼光热转化材料(BC3-0和BC3-1)。研究BC3-0和BC3-1对活性红X-3B废水的净化效果表明,BC3-1对光能的利用率最高可以达到78.98%;在模拟太阳光照射下,通过太阳能-蒸汽-冷凝水的界面转化,可以去除活性红X-3B废水（10 g/L）中绝大部分污染物,其中利用BC3-0收集到的净化水中活性红X-3B、COD、TOC、TC和IC浓度分别为4.67 mg/L、17.52 mg/L、34.33mg/L、46.94 mg/L和12.61 mg/L,可以达到纺织染整工业水污染物排放标准（GB4287-2012）中直接排放的要求。
王鹏飞[2]（2021）在《中国洗涤技术发展研究 ——以中国日用化学工业研究院为中心》文中研究表明洗涤在人类文明进程中扮演了重要的角色,洗涤技术是人类保持健康、维持生存的必然选择,同时也是追求美好生活、展示精神风貌的重要方式。人类洗涤的历史与文明史一样悠久绵长,从4000多年前的两河流域到我国的先秦,无不昭示着洗涤与洗涤技术的古老。但现代意义上的洗涤及其技术,是以表面活性剂的开发利用为标志的,在西方出现于19世纪末,在我国则更是迟至新中国成立以后。前身可追溯至1930年成立的中央工业试验所的中国日用化学工业研究院是我国日化工业特别是洗涤工业发展史上最重要的专业技术研究机构,是新中国洗涤技术研发的核心和龙头。以之为研究对象和视角,有助于系统梳理我国洗涤技术的发展全貌。迄今国内外关于我国洗涤技术发展的研究,仅局限于相关成果的介绍或者是某一时段前沿的综述,且多为专业人员编写,相对缺乏科学社会学如动因、特征与影响等科技与社会的互动讨论;同时,关于中国日用化学工业研究院的系统学术研究也基本处于空白阶段。基于丰富一手的中国日用化学工业研究院的院史档案,本文从该院70年洗涤技术研发的发掘、梳理中透视中国洗涤技术发展的历程、动因、特征、影响及其当代启示,具有重要的学术意义和现实价值。在对档案资料进行初步分类、整理时,笔者提炼出一些问题,如:为何我国50年代末才决定发展此项无任何研发究经验的工业生产技术?在薄弱的基础上技术是如何起步的?各项具体的技术研发经历了怎样的过程?究竟哪些关键技术的突破带动了整体工业生产水平的提升?在技术与社会交互上,哪些因素对技术发展路径产生深刻影响?洗涤技术研发的模式和机制是如何形成和演变的?技术的发展又如何重塑了人们的洗涤、生活习惯?研究主体上,作为核心研究机构的中国日用化学工业研究院在我国洗涤技术发展中起了怎样的作用?其体制的不断变化对技术发展产生了什么影响?其曲折发展史对我国今天日用化工的研发与应用走向大国和强国有哪些深刻的启示?……为了回答以上问题,本文以国内外洗涤技术的发展为大背景,分别从阴离子表面活性剂、其它离子型（非离子、阳离子、两性离子）表面活性剂、助剂及产品、合成脂肪酸等四大洗涤生产技术入手,以关键生产工艺的突破和关键产品研发为主线,重点分析各项技术研究中的重点难点和突破过程,以及具体技术研发之间的逻辑关系,阐明究竟是哪些关键工艺开发引起了工业生产和产品使用的巨大变化;同时,注重对相关技术的研发缘由、研究背景和社会影响等进行具体探讨,分析不同时期的社会因素如何影响技术的发展。经过案例分析,本文得到若干重要发现,譬如表面活性剂和合成洗涤剂技术是当时社会急切需求的产物,因此开发呈现出研究、运用、生产“倒置”的情形,即在初步完成技术开发后就立刻组织生产,再回头对技术进行规范化和深化研究;又如,改革开放后市场对多元洗涤产品的需求是洗涤技术由单一向多元转型的重要动因。以上两个典型,生动反映出改革开放前后社会因素对技术研发的内在导向。经过“分进合击”式的案例具体研究,本文从历史特征、发展动因和研发机制三个方面对我国洗涤技术的发展进行了总结,认为:我国洗涤技术整体上经历了初创期、过渡期、全面发展期和创新发展期四个阶段,而这正契合了我国技术研发从无到有、从有到精、从精到新不断发展演进的历史过程;以技术与社会的视角分析洗涤技术的发展动因,反映出社会需求、政策导向、技术引进与自主创新、环保要素在不同时代、不同侧面和不同程度共塑了技术发展的路径和走向;伴随洗涤领域中市场在研究资源配置中发挥的作用越来越大,我国洗涤技术的研发机制逐渐由国家主导型向市场主导型过度和转化。本文仍有一系列问题值得进一步深入挖掘和全面拓展,如全球视野中我国洗涤技术的地位以及中外洗涤技术发展的比较、市场经济环境下中国日用化学工业研究院核心力量的潜力发挥等。
高鑫[3]（2021）在《土壤沉降粒级中有机质组成与微生物群落分布特征及其互作机制》文中指出联合国粮农组织估计,全球土壤侵蚀量每年可达到750亿吨,导致了10-50亿吨土壤有机碳（Soil organic carbon,SOC）在陆地表面的重新分布,强烈地影响着陆地生态系统碳循环。土壤颗粒是SOC和微生物的载体,其大小直接影响泥沙SOC和微生物的迁移及其空间分布。有机质的组成决定着SOC的质量和稳定性,微生物群落是陆地生态系统的驱动力。了解土壤颗粒中有机质的组成、微生物群落结构的分布特征及其相互关系有助于我们深入理解侵蚀地貌下SOC的生物地球化学循环过程。沉降速度分级技术被认为是研究侵蚀条件下土壤颗粒迁移和分布特征的重要方法。基于此,本研究首先比较了三种土壤颗粒分级方法下颗粒组成与碳氮分布的差异,明确沉降管法在侵蚀条件下的优越性;然后,以我国东北的黑土和西北的黄土（黑垆土）为供试材料,利用沉降管将供试土壤分为三个粒级>250μm,63-250μm和<63μm（等效石英粒径,Equivalent Quartz Size,EQS）,利用傅里叶变换红外光谱,测定并解析不同土壤粒级有机质组成变化特征;借助16S r RNA和ITS1基因测序技术测定不同粒级中细菌和真菌群落结构;结合室内培养实验,探究不同粒级SOC的矿化分解特征;在此基础上,分析了土壤颗粒中有机质组成和微生物群落之间的耦合关系。最后,选取典型侵蚀地貌（塬-坡-沟）验证室内研究获得的相关结果。主要结果如下:（1）土壤有机碳含量和稳定性在不同粒级颗粒中分布特征存在显着差异。黄土中EQS>250μm粒级SOC含量比63-250μm和<63μm粒级分别高13.0%和42.7%;黑土中EQS 63-250μm粒级SOC含量比>250μm和<63μm粒级分别高17.0%和21.0%。黄土中EQS>250μm易分解有机质相对含量（C-H/C=O）比63-250μm和<63μm粒级分别高64.6%和87.5%,但黑土中EQS 63-250μm粒级中C-H/C=O的值比>250μm和<63μm粒级分别高81.3%和51.6%。不同土壤粒级中,有机质官能团比值与SOC含量,?13C稳定同位素自然丰度及SOC矿化速率之间的相关关系不同,EQS 63-250μm和<63μm粒级规律相对稳定和一致,而ESQ>250μm显示出复杂多变的特征。（2）不同粒级土壤颗粒为细菌/真菌群落提供了特定的微环境,支持不同种类和功能的细菌/真菌生存。EQS>250μm颗粒中变形菌丰度较高,EQS 63-250μm颗粒中厚壁菌相对丰度较高,EQS<63μm颗粒中放线菌丰度较高。随着土壤粒级的减小,子囊菌的相对丰度增加,而担子菌的相对丰度则降低。EQS>250μm中真菌群落的指示物种在土壤团聚方面发挥着重要作用,而EQS 63-250μm和<63μm粒级真菌群落指示物种多为腐生营养型真菌,能够参与纤维素、几丁质等复杂化合物的分解。细菌和真菌的α多样性均随着土壤粒级的减小而变大,且在黄土中比黑土中更加明显。黑土EQS63-250μm的细菌和真菌群落共发生网络最为复杂,群落较其他粒级更稳定;黄土EQS>250μm的细菌网络结构和EQS<63μm的真菌网络结构最为复杂,群落稳定性最好。两种土壤中,细菌群落参与土壤碳水化合物与能量代谢的功能随着粒级的减小而显着降低,致病真菌和腐生真菌的相对丰度随着粒级的变小而增大。（3）土壤颗粒中有机质组成显着影响细菌和真菌群落结构。易分解有机质对SOC的矿化分解与稳定有重要影响,难分解有机质则与微生物群落的多样性密切相关。不同的门水平细菌/真菌与特定的有机质官能团相关,并且这些关系在不同粒级颗粒中表现均不同。细菌和真菌群落中相对丰度占优势的物种和相对丰度较低的物种与有机质官能团吸光度的相关性相反。相较于难分解有机质相对含量（C=C/COO）,土壤颗粒中微生物群落对C-H/C=O变化的响应更敏感。变形菌、拟杆菌、子囊菌和担子菌与C-H/C=O均显着正相关,这些生长快速的富养型微生物更适宜在有机质丰富的EQS>250μm和63-250μm粒级中生活。鞘脂单胞菌目（Sphingomonadales）与被孢霉菌目（Mortierellales）等物种与C=C/COO呈显着正相关关系,它们均具有较强的分解复杂有机化合物的能力,偏好在EQS<63μm环境中栖息。土壤颗粒中有机质组成和微生物群落结构的分布影响SOC的矿化分解。（4）黄土高原沟壑区典型的侵蚀地貌下,侵蚀造成土壤粒级分布的变化驱动塬面、坡面和沟道的有机质组成和微生物群落结构的差异性分布。塬面和坡面土壤中EQS63-250μm颗粒的含量较高,而沟道EQS<63μm颗粒含量较高。沟道中C-H/C=O显着低于塬面和坡面。沟道中细菌α多样性显着低于塬面和坡面,但真菌α多样性显着高于塬面和坡面。野外侵蚀沉积地貌下粒级分布、有机质组成和微生物群落结构分布的关系部分支持了室内沉降分级研究中所获得的结果。此外,不同地貌单元的微环境也会对土壤有机质组成和微生物群落的分布造成影响。本研究以土壤颗粒的沉降速度分级为基础,明确了不同土壤颗粒在侵蚀环境中的空间分布规律,揭示了土壤颗粒中有机质组成对微生物的群落分布与功能代谢的驱动作用;并阐明了易分解有机质在SOC矿化分解与稳定机制中的重要影响,难分解有机质对微生物群落多样性的促进作用;以上研究结果为深入理解侵蚀迁移过程中有机碳生物地球化学循环提供了理论依据。
黄双蕾[4]（2020）在《稀土元素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响研究 ——以镧为例》文中研究表明离子吸附型稀土矿是重稀土元素的重要矿藏类型,可便利地通过NH4+的离子交换作用将稀土元素原位浸出。伴随着离子吸附型稀土矿的大量开采,消耗了大量的含铵浸出液,进而导致过量的氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐释放到附近的流域中,从矿床上浸出的稀土离子也不可避免地大量涌入地下水和地表水环境中。氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐氮的富集对周围生态系统的完整性和水资源的安全构成了显着威胁,迫切需要缓解稀土矿区面临的地下水和地表水氮污染。在众多的微生物脱氮技术中,厌氧氨氧化（Anammox）技术因其无需曝气、无需有机碳源添加及污泥产量低的优势在稀土矿区地下水氨氮污染原位修复的应用中具有巨大潜力,但由于Anammox技术中的主要功能菌-厌氧氨氧化菌（An AOB）易受环境中共存离子的干扰,因此该技术应用在稀土矿区“三氮污染”治理时仍需重点关注稀土元素对An AOB的影响。本研究采用人工合成废水,以3种不同来源的接种污泥启动Anammox序批式反应器（SBR）,通过脱氮性能的追踪、微观形态学观察、微生物群落变化分析以及An AOB特异性引物DNA扩增验证等手段探究接种污泥对Anammox启动性能的影响;而后以镧（La）为稀土元素代表,采用原位富集、半原位富集和异位富集3种启动策略探讨稀土元素对An AOB富集过程的影响;在获得Anammox颗粒污泥后,以进、出水含氮化合物含量、各形态La（Ⅲ）的浓度、活性氧（ROS）产生、胞外乳酸脱氢酶（LDH）的释放、脱氢酶活性（DHA）变化等为指标,结合扫描电子显微镜（SEM）、荧光原位杂交（FISH）、三维荧光光谱（3D-EEM）、二维相关光谱（2D-COS）、傅里叶红外光谱（FTIR）、16S r RNA高通量测序和功能基因的PICRUSt预测等方法,从胞外多聚物（EPS）的作用、La在细胞内的分布、La的跨膜运动、胞内La的作用途径等角度研究添加不同浓度的La（Ⅲ）对Anammox颗粒污泥的影响。主要结论如下:（1）3种不同来源的污泥均能在实验条件下启动Anammox反应,其中新鲜Anammox污泥和存储Anammox污泥均能实现R3-1和R3-2中Anammox反应的快速启动,但采用活性污泥启动的R3-3反应器获得稳定的Anammox活性所需时间为75天。在活性稳定期,采用SEM可观察到R3-1和R3-2污泥中An AOB的典型花椰菜团簇结构,但R3-3中的污泥依然以短杆菌和丝状菌为主,未得到成熟的Anammox颗粒污泥。FISH结果显示活性稳定期末,R3-1、R3-2和R3-3中An AOB占全菌比例分别为54.60%±6.78%、29.64%±6.91%和14.02%±17.43%,同时An AOB特异性引物DNA的PCR扩增结果显示R3-3的成功启动依赖于R3-3接种活性污泥中的土着An AOB。（2）在实验周期内,原位、半原位、异位富集启动策略均能顺利启动Anammox反应。以活性污泥启动Anammox反应时采用0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加的原位和半原位富集启动策略可缩短体系形成稳定Anammox活性和较高脱氮效率的耗时;同时,富集阶段内0.10 mg·L-1La（Ⅲ）添加并未对接种絮状Anammox污泥的脱氮性能产生影响。4℃低温保藏后对污泥进行Anammox活性恢复,0.02mg·L-1La（Ⅲ）添加的实验体系可迅速恢复活性并获得稳定的高效脱氮性能。形态学、FISH图像和16S r RNA分析结果表明0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加可促进污泥形成更紧凑的结构以抵抗低温环境的不利影响,有利于维持低温环境中An AOB相对丰度和种群丰富度。采用0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加的原位和半原位富集启动策略具有启动Anammox反应的潜力,且可降低Anammox污泥低温长途运输带来的不利影响,有利于促进Anammox工艺在稀土矿区氨氮污染原位修复中的应用,是可行的Anammox原位修复工艺启动策略。（3）短期实验中未观察到La（Ⅲ）对Anammox颗粒污泥脱氮性能的影响。长期实验S1阶段(5 mg·L-1 La（Ⅲ）添加)内体系的脱氮性能、ROS的产生、胞外LDH的释放和DHA没有显着变化。Anammox颗粒污泥表面覆盖大量的EPS形成保护性屏障,通过官能团吸附并捕获La（Ⅲ）,同时颗粒污泥增加EPS的分泌量以此抵抗La（Ⅲ）对An AOB的侵害。在与La（Ⅲ）反应的诸多官能团中,羧酸、多糖和蛋白质基团（酰胺I带、II带和Ⅲ带）起到主要贡献,并且羧酸对La（Ⅲ）响应速度最快。与蛋白质相比,多糖的响应速度较快,但蛋白质对La（Ⅲ）的扰动反应更为强烈。由于受官能团和吸附位点的限制,10-50 mg·L-1La（Ⅲ）引起了EPS结构和组成的改变。（4）大多数La（Ⅲ）可透过胞外多聚物吸附和跨膜转运后在An AOB细胞内实现积累,并与多种代谢相关的酶发生反应,从而导致脱氮性能受到抑制,对An AOB产生不良影响。10-50 mg·L-1La（Ⅲ）添加对体系脱氮性能产生抑制,导致ROS的产生量显着上升。La（Ⅲ）浓度为50 mg·L-1时脱氮作用近乎停止,10 mg·L-1La（Ⅲ）添加后胞外LDH释放达到对照阶段S0的240.59±7.98%,而在20 mg·L-1La（Ⅲ）作用下DHA降至S0阶段的45%。高浓度La（Ⅲ）作用下,Kuenenia属的相对丰度降低。
艾贤军[5]（2020）在《耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用》文中进行了进一步梳理石油污染土壤的形势严峻,给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。生物修复技术以其环境友好、低价高效等特性在各类修复技术中的地位不断提升。然而,在实际修复场地中常存在高盐碱环境,极大程度的限制了常规微生物对污染物的净化能力。本文首先分析、探究了土壤石油烃提取、分析方法,然后从实际石油污染盐碱场地中提取了耐盐菌群,并进行接种、培养和高盐高油胁迫条件的驯化,研究了驯化过程中耐盐菌群的生理特性,探讨了优势耐盐菌株在水环境以及土壤环境中的石油烃降解特性,分析了长效耐盐石油降解菌剂推广应用的修复助剂、缓释药剂、载体材料、菌剂制备等关键问题,最后设计了一套智能化、模块化、撬装化的石油污染盐碱场地生物修复装备。土壤石油烃提取、分析实验表明:在土壤初始油浓度为10000mg/kg条件下,采用5种不同萃取手段,土壤石油烃萃取率依次为振荡过滤国标法（106.45%）>索氏提取国标法（90.73%）>滴滤萃取法（76.3%）>振荡离心萃取法（74.7%）>振荡过滤萃取法（68.3%）,其原因在于萃取液与污染土壤的接触时间不同所致。5种萃取手段中,振荡过滤国标法具有最高萃取准确度,而振荡过滤萃取法所用时间最短,在有修正系数矫正比例的前提下,可以用于要求快速处理大量样品的情况。耐盐菌筛选、驯化实验表明:常年受石油污染的盐碱场地中存在能够耐受盐碱环境的高效石油烃降解土着菌,通过人为筛选驯化,可以继续提高其盐碱耐受性及降解能力。通过测定耐盐菌驯化培养液的pH发现,pH值由7.6（初期）降低至5.9（末期）,说明菌株在适应环境、降解石油烃的过程中会使培养液由中性转变为弱酸性,原因在于耐盐菌分解石油烃过程中产生碳酸类物质。培养液的电导率在55～115 ms/cm范围内波动,是因为适应不了环境的菌株裂解死亡后,内部电解质大量渗入培养液,导致培养液电导率发生变化。培养液油滴粒径及形态变化表明,耐盐菌群生长发育阶段会产生大量表面活性剂类代谢产物,使石油烃粒径减小的同时部分乳化。耐盐菌修复石油烃污染水体实验表明:在前期筛选的耐盐菌群中共提取出6株耐盐菌,其中1号菌株（称为优势耐盐菌株）在极限盐度条件下降解高浓度石油烃的能力最佳,其最适生存环境条件分别为pH值为9、油浓度为5000 mg/L、温度为30℃,同时在pH值7～9、油浓度0.5%～5%、温度20～40℃范围内具有较高生存活性。该菌株在含盐量15%～36%、含油量0.5%～5%、pH值7～9、温度20～40℃、不同盐组分实验中降解效率最高的实验组分别为:含盐量20%（82.6%）、含油量10000 mg/L（79.47%）、pH为8（76.9%）、30℃（64.93%）、CaCl2（90.3%）。经检测该菌株能产生脂肽类生物表面活性剂、淀粉水解酶和过氧化氢酶等物质,这类物质在促进石油烃乳化的同时能够促进菌株降解。耐盐菌修复石油烃污染土壤实验表明:在土壤含油量10000mg/kg条件下,1、5、6号及三株混合菌中,经25d降解1号菌株处理效果最好（65%）,土壤中剩余含油量3856.5 mg/kg。土壤盐含量0～50%（质量比）实验组,25%含盐量降解率最高（91.1%）,剩余油浓度887 mg/kg,与国标GB3660—2018规定的第一类建设用地石油烃类筛选值（826 mg/kg）较为接近,低于第二类建设用地筛选值（4500 mg/kg）。该菌株在不同土质中对污染物的去除率依次为砂土（66.1%）>壤土（61.4%）>黏土（35.2%）。1000～150000 mg/kg土壤油浓度实验中,50000 mg/kg实验组降解率最高（69.9%）,剩余油浓度15040mg/kg,未达标原因在于土壤本身油浓度过高。20～100%含水率实验中,40%实验组去除率最高（64.9%）,剩余油浓度3509mg/kg;10～50℃环境温度实验中,40℃实验组去除率最高（66.58%）,剩余油浓度3342mg/kg,均满足第二类建设用地筛选值（4500mg/kg）。通过GC-MS检测得知,经1号菌株降解后,多种石油烃类物质丰度显着降低,其中三（2-氯乙基）亚磷酸酯、均三甲苯等物质几乎彻底清除,而2,4-二叔丁基酚、N-丁基苯磺酰胺等物质仍有较多残留;其中2,3-二甲基萘含量不降反增,可能存在某种生化反应将大分子物质分解所致。经16s RNA基因鉴定得知,1号菌株属盐单胞菌属的titanicae菌,同时结合其可在36%盐度环境中有效降解石油烃类,因此推测其为重度嗜盐石油降解菌。此外,分析了高盐碱环境中耐盐菌修复实际场地所需的修复助剂、缓释药剂、载体材料等的性能要求与发展方向,初步设计了耐盐菌剂量产化方案。同时,从思路方案、工艺设计、结构设计、投资运行成本等方面,设计了一套石油污染场地耐盐菌修复中试设备,该系统较好解决了有机污染场地生物修复实践中存在的装备化程度低、菌剂成本高等问题,同时适用于原位、异位两类修复工程。
滕泽栋[6]（2020）在《解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究》文中指出铅是一种生物蓄积性强、毒性持久的重金属,严重威胁人类健康和生态环境安全。解磷微生物可通过溶解难溶性磷与铅形成沉淀、分泌代谢产物与铅发生络合、改变铅形态等过程钝化铅。然而,单一的微生物修复技术存在微生物活性差、修复效率低等局限性。研究表明,微生物联合铁基材料是一种高效且生态环保的修复措施。因此,本研究以污染程度较为严重的重金属铅为研究对象,将解磷菌与铁基材料相结合用于铅污染土壤的修复,并系统解析了其钝化机制。主要研究结果如下:首先从重金属污染土壤中分离出解磷微生物,研究了不同解磷微生物的解磷能力及其对重金属的耐受程度,筛选了9株具有高铅抗性的解磷微生物,鉴定结果为4株非脱羧勒克菌、1株恶臭假单胞杆菌、3株黑曲霉和1株粒状青霉,其中铅对非脱羧勒克菌株L1-5（Leclercia adecarboxylata L1-5）的最小抑制浓度为8 mmol/L,且该菌株具有稳定的解磷能力,因此将其作为后续研究的主要菌株。此外,解磷细菌分泌的有机酸以乙酸为主,而解磷真菌以分泌葡萄糖酸为主,且分泌量远远高于解磷细菌。为了进一步明确解磷菌对铅胁迫的响应规律及对铅的钝化机制,从解磷能力、有机酸和磷酸酶分泌能力、胞外聚合物含量变化等方面探究了铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响,并且探究了非脱羧勒克菌株L1-5的三层胞外聚合物对铅的钝化机理。结果表明铅胁迫会抑制非脱羧勒克菌的生长,导致体系可溶性磷含量降低,同时菌株分泌有机酸的种类和含量受到极大影响,柠檬酸和丁二酸的分泌量降低,酸性磷酸酶活性增强。铅胁迫下,各层胞外聚合物的分泌量也出现了不同程度增多或减少;菌体与铅溶液反应后,90%以上的铅离子主要分布在溶解性胞外聚合物中,而对于分离胞外聚合物后的菌体而言,其对Pb2+的钝化量仅占到5%;胞外沉淀、络合作用、静电吸附是解磷菌及胞外聚合物钝化铅离子的主要机制。针对解磷菌修复铅污染过程中活性受限问题,开展了以聚乙烯醇和海藻酸钠为包覆材料,以生物炭载零价铁为强化材料的固定化解磷菌小球的制备研究,并对影响材料性能的各种因素进行了条件优化,探讨了固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化机制。制备的固定化解磷菌小球在铅胁迫下依然具有较好的解磷能力,当固定化解磷菌小球投加量为5%,初始铅离子浓度为1 mmol/L、初始p H为5、反应温度为30°C时,对铅离子的钝化率可达93%,并且其表面官能团羧基、羟基、酰氨基为吸附铅离子提供了位点,铅离子被转化为Pb5（PO4）3OH和Pb5（PO4）3Cl两种稳定的化合物。此外,固定化解磷菌小球模拟土壤修复实验表明菌群竞争作用使得假单胞菌属（Pseudomonas）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和海洋菌属（Pontibacter）等成为优势菌群,土壤残渣态铅含量增加了64.85%,弱酸态铅含量也有少量增加,主要是因为土壤中可供释放的磷源不足所致。最后针对固定化解磷菌小球修复土壤铅污染时,土壤磷源不足的问题,开展了铁基含磷纳米材料的制备及性能优化研究,构建了解磷菌协同铁基含磷纳米材料修复体系,并进行了模拟土壤铅污染修复实验,探究了该体系对土壤铅形态转化的影响规律,并揭示了钝化机理。本研究所制备的铁基含磷纳米材料nZVI@C/P1呈核壳结构,其主要成分为nZVI、C、Fe4（P2O7）3和Fe3（PO4）2,该材料在酸性条件（p H=3～5）和较高的温度下（37°C）与解磷菌联合使用,均对Pb2+具有较高的钝化效率,最高可达100%。模拟土壤修复实验表明接种的非脱羧勒克菌株L1-5成为了优势种群,土壤残渣态铅从2%增加到了33%,并且可通过强化铁基含磷纳米材料中磷素释放,促进Pb10（PO4）6（OH）2、Ca2Pb8（PO4）6（OH）2和Pb5（PO4）3Cl的形成。毒性浸出实验中,解磷菌协同nZVI@C/P1修复后的土壤,浸出铅比空白降低了16.62%。由实验结果综合可知,该协同体系实现了高效钝化铅的目的,为土壤铅污染的修复提供了全新的途径。
孙彬[7]（2020）在《微生物作用下镁离子影响矿化产物机制研究》文中研究说明碳酸盐岩的分布广泛,且广泛存在于各地质时代,是地球岩石圈的重要组成部分,在自然环境中,由不同种类的微生物引起的碳酸盐沉淀是一个非常普遍的现象。镁离子对微生物诱导碳酸盐矿物的形成具有重要的影响,但是针对镁离子在矿化过程中的作用的研究较少。微生物和镁离子是影响矿化的两个关键因素,开展微生物作用下镁离子影响矿化机制的研究,有助于了解实验室和天然环境中的微生物矿化过程及机制。本论文通过在青岛唐岛湾海底沉积物中分离纯化得到一株嗜盐菌（沃氏葡萄球菌YXY2）和两株硫酸盐还原菌（拟胶质菌HFF1、弗氏柠檬酸杆菌ZW123）;在不同Mg/Ca比条件下利用嗜盐菌和硫酸盐还原菌开展一系列诱导碳酸盐矿物的实验,对培养体系中与矿化有关的水化学参数进行测定,同时对微生物成因沉积物的矿物学特征进行分析,进而探究微生物、镁离子这两个因素在生物矿化中的作用。本论文主要研究结论如下:（1）在矿物的形成过程中,微生物起着重要的调节作用。嗜盐菌和硫酸盐还原菌在接菌的实验组培养体系中形成矿物,而在不接菌的对照组中则无矿物出现,表明微生物对矿物的形成起到重要的调节作用。细菌分泌的氨气、碳酸酐酶、碱性磷酸酶等共同作用,提高了培养基的碱度和矿物的饱和度,为细菌诱导碳酸盐、磷酸盐矿物的形成提供了有利的条件。微生物诱导得到的矿物内部的有机官能团、有机大分子、氨基酸组成等与细菌胞外聚合物相似,表明了矿物形成与胞外聚合物之间的密切关系。胞外聚合物里的氨基酸由于去质子化作用而带负电荷,吸附镁离子和钙离子,且胞外聚合物上存在具有晶体结构且含有微量镁和钙元素的颗粒,可能是矿物正处于形成的初始阶段。因此,胞外聚合物在微生物成因矿物的形成过程中作为成核位点。细胞内部存在纳米级无定形颗粒,且含有微量镁和钙元素,是培养基中的游离钙凭借扩散作用进入细胞内部并与细胞内部的碳酸根反应生成的。（2）微生物对沉积物的矿物学特征具有重要影响。嗜盐菌和硫酸盐还原菌诱导得到的碳酸盐、磷酸盐矿物具有形貌多样性、特殊的元素组成等特征,表明微生物与矿物的形成存在某种密切的联系。此外,细菌的参与可以提高生物成因的矿物的热稳定性。此外,微生物成因的文石、鸟粪石晶体具有明显的择优取向现象,这是由于氨基酸分子在晶体的不同晶面的选择性吸附导致。微生物对矿物学特征的影响为识别生物成因和非生物成因的矿物提供了依据。（3）微生物参与下镁离子对矿化产物的影响。镁离子无法进入化学成因的文石晶体中,但是在嗜盐菌YXY2存在的情况下,细菌胞外聚合物氨基酸上的羧基可以促进镁离子的去水合化作用,因此镁离子进入生物成因的文石晶体。在硫酸盐还原菌HFF1的参与下,去水合化后的镁离子可以参与矿化形成三水菱镁矿,说明微生物能打破镁离子成核的能量壁垒;同时,镁离子可以参与单水方解石的形成,在维持单水方解石的稳定性方面起着重要的作用。硫酸盐还原菌ZW123胞外聚合物中的天冬氨酸和谷氨酸可以削弱镁离子的水合作用,导致游离镁离子进入方解石,提高了富镁方解石的镁含量。ZW123诱导得到的富镁方解石有可能成为原白云石的前体物质,本论文中提出的镁离子进入富镁方解石的机制可能为“微生物白云石模式”提供一定的参考。（4）Mg/Ca 比对矿物种类和晶体结构具有影响。中度嗜盐菌YXY2在Mg/Ca 比为0时,诱导得到的矿物主要是为方解石和球霰石;在Mg/Ca 比为2、4和6时,形成的矿物为富镁方解石和文石;在Mg/Ca 比为8时,只有文石矿物生成;文石的半峰宽值随Mg/Ca 比值的增加而增加,表明晶体发育变差。不同Mg/Ca 比条件下的矿物物相与方解石海时期和文石海时期沉淀出的矿物相近乎一致,对“文石海”与“方解石海”中的碳酸盐矿物沉淀研究具有一定的参考意义。硫酸盐还原菌HFF1在Mg/Ca 比为0时,诱导得到的矿物主要是为方解石和球霰石;在Mg/Ca 比为3、6、9、12时,形成的矿物为单水方解石和三水菱镁矿,且随着Mg/Ca 比的增加,三水菱镁矿的百分含量逐渐增加。硫酸盐还原菌ZW123在Mg/Ca 比为0时,诱导得到的矿物主要是为方解石和球霰石;在Mg/Ca 比为3时,形成的矿物为富镁方解石;在Mg/Ca比为6、9时,形成的矿物为单水方解石;在Mg/Ca 比为12时,只有鸟粪石矿物生成。在Mg/Ca 比为6、9时,单水方解石的形貌存在差异,在Mg/Ca 比为6时单水方解石具有交错生长模式,Mg/Ca 比为9时单水方解石具有似同心圆的生长模式,单水方解石的结晶度和热稳定性均随着Mg/Ca 比的增加而降低。本文对不同Mg/Ca 比条件下微生物诱导碳酸盐矿物形成过程和矿物特征进行研究,研究结果表明,微生物对于碳酸盐矿物的形成和矿物学特征具有重要的影响,在微生物参与下,镁离子可以影响矿化产物。本研究对解释地质历史时期的“白云石成因”“文石海”等问题具有一定的参考价值。
张若倩[8]（2020）在《金属有机框架材料的功能化设计及光催化性能研究》文中研究说明能源危机和环境污染是当今社会面临的两大危机,逐渐成为制约经济发展的主要因素。太阳能作为一种可再生能源,具有取之不尽用之不竭的优势,可以成为代替矿物燃料的强有力的备选。因此,光催化技术应运而生。通过光催化技术将太阳能有效利用起来,比如分解水产生清洁能源H2,或者通过CO2还原产生甲烷等,解决能源短缺问题;或者利用光催化手段降解有机污染物、重金属离子,或者通过绿色合成制备工业所需化学原料,有力地缓解了环境污染的压力。传统的半导体包括无机半导体和有机半导体,无机半导体结构固定,不易修饰裁剪,难以功能化改造,而有机半导体能量转换效率较低,稳定性差,机械强度低,可循环性能差,因此如果能将这二者结合起来,互为补偿,在开发新型光催化剂上将大有可为。金属有机骨架（Metal—Organic Frameworks,MOFs）材料是以金属离子或金属氧团簇为节点、有机配体为连接体,通过配位作用形成的具有无限网络结构的多孔材料。MOFs材料作为一种新型功能性分子材料具有以下优势:比表面积大、孔道结构多样、孔表面可修饰、结构和功能可调性,具有众多的不饱和金属位点等。因此在气体的储存和分离、混合气体的筛分、发光材料和药物载体、以及非均相催化等方面都具有很好的应用前景。近年来,MOFs材料用作光催化剂的报道越来越多。MOFs材料在光催化应用上具有独特的优势,具体表现在三个方面:（1）具有结构功能可调节性,通过对金属位点和有机配体的改变或者修饰等手段可以调节光吸收范围;（2）存在大的孔隙和排列有序的孔道结构,有利于客体分子的引入,使其能够直接接触MOFs上的活性位点,从而缩短电子传输距离,提高载流子的迁移效率;（3）暴露的不饱和金属位点能够作为活性位点参与光催化反应,促进反应的进行。目前,关于MOFs材料光催化产氢、产氧、全解水、C02还原、有机合成均有报道,但是依然沿用传统半导体中光生电子-空穴分离的理论,专注于MOFs光催化的电子转移过程。与传统半导体光催化材料相比,MOFs由于具有可在分子水平进行灵活调控的优点,并且,MOFs是无机-有机化合物依次连接的产物,兼具无机和有机化合物的特点,这种有序配位对于研究二者之间电荷转移和能量转移提供了精准的模型。众所周知,在有机物中电子-空穴的结合能较大,不易分离,更倾向于产生激子来发挥作用,而MOFs材料由于含有大量的有机物连接配体,因此MOFs中的激子效应相比于无机半导体更为显着。但是目前对MOFs材料光催化过程中的激子效应和能量转移过程鲜有报道。三嗪环作为传统光催化剂C3N4的有效单元对光催化性能的作用不言而喻,含有三嗪环的有机配体被寄希望于作为合成有效光催化剂的有机配体。同时,目前报道的Bi基MOFs还比较少,而具有光催化活性的Bi基MOFs更是凤毛麟角。MOFs本身的配体缺陷稳定性为外来有机配体的引入提供了基础。因此我们不仅合成了三嗪基MOFs,Bi基MOFs材料,还使用缺陷稳定的Zr基MOFs材料引入活性有机分子,研究了其光催化产氢,有机合成,以及在重金属吸附上的应用,具体内容有:第一章中,我们首先对目前我国所面临的能源危机和环境污染问题进行了介绍,引出了半导体光催化技术这一绿色、经济、清洁的技术作为解决以上两个问题的有效手段,并列举了一些传统的半导体光催化剂。紧接着我们对MOFs材料的基本结构进行了说明,并介绍了常见的MOFs材料分类、MOFs材料的应用。然后我们着重介绍了 MOFs材料光催化的机理,包括电子转移过程和能量转移过程,以及MOFs 目前在光催化剂方面的应用。随后我们以此为基础介绍了如何科学地设计一种优秀的MOFs光催化材料,包括功能性设计以及后修饰改性等等。最后引出了本论文的选题意义及研究内容。第二章中,我们以2,4,6-三（4-羧基苯基）-1,3,5-三嗪（H3TATB）为有机配体合成了一种Bi基MOFs材料,Bi-TATB。同时,为了对比三嗪基对于MOFs光催化性能的影响,我们又以不含三嗪结构单元的均苯三甲酸（H3BTC）为有机配体,Bi为金属节点合成了另一种Bi基MOFs材料,Bi-BTC。通过常温和低温下的发光光谱证明了与单纯的有机配体相比,两种Bi-MOFs中激子效应的存在。即,金属节点中Bi的存在可以有效地促进有机配体从单线态到三线态的系间跃迁,从而产生了更多的三线态激子。三线态激子再通过能量转移过程到基态氧,生成具有适度氧化能力的单线态氧（1O2）。1O2是选择性氧化苯甲醇到苯甲醛的活性物种,因此两种Bi-MOFs在这个反应中均表现出较高的选择性。此外,还通过对比两种Bi-MOFs性能的不同,得到材料结构的不同对光催化效果的影响,即含有三嗪基结构单元的有机配体在吸光性能以及MOFs三线态长寿命等方面的提升作用。第三章中,以Zr4+为金属节点、对苯二甲酸为有机配体,采用溶剂热的方法合成了 Zr-MOFs,UiO-66。利用UiO-66本身合成过程中易形成配体缺陷而材料结构稳定性不会造成太大影响这一特点,通过直接合成法将天然抗氧化剂核黄素（V32）和有机合成氧化剂2,3-二氯-5,6-二氰对苯醌（DDQ）引入MOFs晶体结构,并证明二者均是通过单分子状态进行掺杂。（1）XRD、热重光谱等表明VB2的掺杂没有影响UiO-66原本的晶体结构,并且是以化学键与UiO-66进行连接。红外光谱、拉曼光谱以及XPS光谱进一步证明了 VB2是以异咯嗪环上羰基与Zr进行化学配位,与VB2单体的DRS光谱的对比表明VB2以单分子状态掺杂进UiO-66。掺杂后的UiO-66的光物理性能发生了很大的改变,在热力学上,VB2原本可以产生多种活性氧物种如O2·-、H2O2和1O2,而与UiO-66络合后活性氧产物种类被抑制。通过TMB氧化实验和ESR光谱证明了1O2变成了唯一的活性氧物种。因此VB2掺杂后的UiO-66表现出极好的稳定性和苯甲醇氧化选择性,且将原本的VB2均相催化剂转变为可循环的非均相催化剂。同时这也是首次同时解决了 VB2原本的稳定性差、不可循环性和选择性差三个问题,为UiO-66锚定单分子外来有机分子提供借鉴。（2）基于以上研究,我们再次选择将常见的氧化剂DDQ作为待锚定的外来有机分子,并且通过红外光谱、XPS光谱等手段证明DDQ是以-C≡N中的N原子与Zr进行化学络合来实现单分子掺杂。掺杂后的UiO-66的阻断了 DDQ原本的电子传输路径,只留下能量转移路径,单线态氧变成了唯一的活性氧物种。因此在可见光光催化氧化苯甲硫醚为苯甲亚砜的过程中不受牺牲剂甲醇有无的影响,能够一直保持着高选择性。同时,将原本作为均相催化剂使用的DDQ转变为可循环的非均相催化剂,对于研究DDQ的光激发过程有很大的启发。第四章中,我们通过设计制备了两种三嗪基的多孔材料（MOFs和CTFs）。由于三嗪环上的N原子具有可配位的孤对电子,因此可以和金属离子或者金属复合物进行化学络合,通过后修饰作用引入光催化剂活性位点,可以显着提高材料光催化产氢能力。（1）三嗪基MOFs材料以H3TATB为有机配体,Co2+为金属节点通过水热法合成,记为PCN-9（Co）。利用MOFs结构与功能的可调节性,通过简单的后修饰法引入Pt（Ⅳ）金属复合物,即PCN-9-Pt。通过XRD、XPS、IR等表征,证明Pt以分子状态与PCN-9（Co）中的N原子相结合。光物理以及光电化学结果表明PCN-9-Pt具有比PCN-9（Co）更优秀的载流子分离能力。光催化实验结果证实了这一猜测,具有高分散的PtⅣ)金属复合物的PCN-9-Pt在同等条件下的光催化产氢能力是PCN-9（Co）的6.8倍。（2）TTPT是2,4,6-三氯-1,3,5-三嗪和2,3,4,5-四苯基噻吩,在AlC13做催化剂,通过傅-克反应得到的三嗪基共价多孔化合物。通过常温下搅拌的方法将Ni（Ⅱ）金属离子络合到TTPT结构中的N原子上,可以作为产氢的活性位点。如我们预期,原始的TTPT并不具有任何光催化产氢效果,而引入Ni（Ⅱ）离子的TTPT-Ni在全光下产生了产氢能力,并且Ni（Ⅱ）的引入量与产氢量相关。第五章中,我们采用溶剂热的方法得到Bi基MOFs材料,CAU-7-TATB,并证明了其具有极佳的长时间水稳定性,可以作为治理水体中重金属污染的有效吸附剂。在比较其对不同金属离子的吸附效果之后,我们发现CAU-7-TATB对Pb2+具有最佳的吸附能力和优先吸附选择性。因此研究了其吸附Pb2+的热力学、动力学模型,以及不同pH、干扰离子对其吸附行为的影响,得到了最佳吸附的pH值。并成功地将CAU-7-TATB应用于实际水体的重金属离子污染治理。通过XRD和IR光谱我们验证了重金属离子是与三嗪环上N相互作用,并用软-硬酸碱理论解释了 CAU-7-TATB对不同金属离子吸附差异性产生的原因。第六章是总结与展望,我们通过对本论文的工作进行总结,点明了论文的创新点,也提出了本论文存在的不足之处,依此对接下来的工作进行展望。
赵骏[9]（2020）在《超精煤制备及其在炼焦中应用基础研究》文中提出我国是一个富煤,贫油、少气的国家,褐煤和烟煤等非炼焦煤资源相对丰富,优质炼焦煤资源极其匮乏。伴随着国民经济的快速发展,我国钢铁工业发展迅猛,规模不断扩大。然而钢铁生产所需要的优质炼焦煤和焦炭的供应越来越紧张,矛盾日益突显。以扩宽炼焦煤资源、节约优质主焦煤为目标,针对利用低阶煤制备炼焦用新型粘结剂以及粘结剂在炼焦中的应用基础展开研究,以期获得高反应性和高反应后强度焦炭,为高炉低燃料比下提高冶炼效率和维持稳定顺行提供原料支撑。本论文首先研究了单一煤粉制备超精煤粘结剂（HPC）的有机溶剂热萃取工艺;为提高煤粉萃取率,探究了低阶煤与生物质协同热萃取制备生物质-煤粉混合型超精煤（BIOC-HPC）的可行性;基于HPC的强粘结性,进行了配加HPC炼焦研究,探究了不同HPC类型对焦炭质量的影响以及作用规律具体包括:（1）从化学成分、形貌特点、碳质结构和显微组分特点等方面分析了原煤与HPC的基础性能异同,探究了低阶煤制备HPC的工艺条件。与原煤相比,溶剂热萃取得到的HPC理化性质变化明显,燃烧性能、高位发热值和粘结性都大幅提高,灰分含量显着降低。研究了煤阶、反应温度、热萃取时间、液固比对HPC萃取率的影响,得到了适宜的反应条件:反应温度为340-360℃,液固比为50 mL/1 g,反应时间为60 min。获得了HPC与原煤在碳质结构、光学组织和元素含量上的变化规律,与原煤相比,HPC的H/C 比提高,O/C比降低,镜质组含量提高,说明溶剂热萃取过程中低阶煤的碳骨架结构发生断裂,HPC中脂肪烃含量增加,有序碳含量降低。（2）利用红外光谱、拉曼光谱、XPS光电子能谱和X射线衍射仪对低阶煤和生物质协同共热萃取制备的BIOC-HPC的理化性能进行了分析。结果表明,生物质种类对BIOC-HPC萃取率有一定的影响,木质素含量高的生物质对煤的萃取具有协同作用,而油脂含量高的生物质对煤的萃取具有拮抗作用。生物质的配加比例对BIOC-HPC萃取率的影响与煤的煤阶有关,对于煤阶高的煤种,提高生物质配比有助于提高BIOC-HPC的萃取率;对于煤阶低的煤种,生物质的配比不宜超过50%,主要原因是过多的添加生物质,会增加溶液中小分子物质的含量,在高温高压作用下自身会发生络合反应生成难萃取的大分子化合物,从而降低了萃取率。通过分析BIOC-HPC碳质结构的变化规律,明晰了生物质对低阶煤萃取的作用机理,为实现低阶煤和生物质的高值化应用提高了理论基础。（3）从BIOC-HPC焦炭（配煤中添加BIOC-HPC炼焦制得的焦炭）的微晶结构、孔结构分布、光学组织等方面分析了生物质添加量、BIOC-HPC添加量对BIOC-HPC焦炭强度的影响规律。结果表明,萃取时生物质的适宜添加比例为20%,继续增加生物质含量,BIOC-HPC的粘结指数下降,制备焦炭的冷态强度降低。生物质的增加会提高BIOC-HPC中氧氮杂环的含量,BIOC-HPC的挥发分含量升高,在碳化过程中孔隙结构发生变化,不均匀度提高,减小了 BIOC-HPC的热塑区间,导致成焦过程中焦炭的劣化;过多的生物质热解,容易产生小分子和还原性氢,使得萃取后的中型分子继续断裂,降低了胶质体含量,BIOC-HPC的粘结性能变差。（4）研究了 BIOC-HPC添加比例对焦炭气化反应以及气化前后焦炭冷热强度的影响。BIOC-HPC可以作为添加剂配煤炼焦,但存在适宜的使用比例。通过分析BIOC-HPC焦炭反应前后碳质结构和强度变化,得到了 BIOC-HPC适宜添加比例为10%-15%。当BIOC-HPC的添加量超过20%时,焦炭的冷热强度都急剧下降。探究了 BIOC-HPC添加比例对焦炭CO2气化反应行为的影响,并对焦炭的气化反应动力学进行研究,发现与RPM模型具有较高的拟合度,计算了不同配比下BIOC-HPC焦炭气化反应动力学参数,发现BIOC-HPC焦炭在气化过程中存在动力学补偿效应。随着BIOC-HPC比例的增加,焦炭的气化反应性提高,说明添加BIOC-HPC可以提高焦炭的气化反应性能。通过探究碳质结构、挥发分含量、比表面积和光学组织对焦炭气化反应性能的影响,发现比表面积和光学组织是决定BIOC-HPC焦炭气化反应性能的主要因素。研究结果将为低阶煤和生物质的绿色、高值化应用提供新的思路。
余晓[10]（2019）在《湿式电除尘系统集尘板结垢及镀层阻垢的研究》文中研究说明工业含尘废气的不达标排放严重危害着大气环境和人类健康。湿式电除尘作为一种先进的含尘气体治理技术,被广泛应用于各大行业。湿式电除尘器（WESP）通过喷淋装置将含尘废气中的粉尘、水溶性气体等物质转移至循环水中,含尘废气被净化达标排放,各类污染物不断累积于WESP系统。装置运行一段时间后,湿式电除尘器的关键部件集尘板表面出现严重的结垢现象。集尘板结垢引起除尘效率低下、极板腐蚀、设备安全隐患等一系列问题。为解决集尘板结垢的问题,本文以某中密度纤维板生产企业的WESP系统内的循环水为试验水样,利用自制的模拟WESP系统集尘板结垢的试验装置,探索结垢影响因素及其结垢机理。同时,采用电镀工艺在不锈钢板表面制备镀层,研究其在上述试验装置中的阻垢性能。主要研究内容如下:（1）在自制的试验装置中,以工厂实际循环水为试验水样进行结垢周期试验。由循环水的浊度变化及集尘板表观现象可知,装置运行至第七天,循环水中各组分达到平衡状态,结垢过程基本完成,确定结垢试验周期为七天;并利用IR、XRD、SEM、EDS几种表征测试手段分析结垢产物,确定其主要成分为K2Ca（SO4）2·H2O晶体和木纤维。（2）探讨运行温度、循环水硬度（以CaCO3计）、悬浮物（SS）浓度、pH值和集尘板材质对结垢的影响程度。研究表明:在运行温度为50℃、循环水硬度为8.0 g/L、SS浓度为980 mg/L、pH值为6.0,集尘板材质为304不锈钢的试验条件下,结垢诱导期为三天,集尘板结垢量达到6.5068 g/m2。以上述试验条件为对照组,降低运行温度至30℃,诱导期延长至第六天,结垢量减少29.82%。随着循环水硬度的增加,集尘板表面的结垢量逐渐增加。调节循环水硬度至最大值12.0 g/L,结垢量增加28.63%。随着SS浓度的增加,集尘板表面结垢量呈先升后降的趋势。当SS浓度为560 mg/L时,结垢量最少,仅为0.3190g/m2。随着循环水pH值的升高,集尘板结垢量呈先增后减的趋势。调节循环水pH值为7.0、8.0可延长诱导期,减缓结垢程度,结垢量分别减少为0.3625 g/m2和0.3297 g/m2。对比304、316不锈钢材质的集尘板表面结垢情况发现,低表面粗糙度的316不锈钢材质的集尘板,不利于晶核附着,结垢诱导期延长,结垢量减少66.38%。（3）利用IR、XRD、SEM、EDS几种表征测试手段分析不同运行条件下的结垢产物,探索各因素对集尘板结垢的影响方式。研究表明:运行温度、循环水硬度、SS浓度、pH值及集尘板材质不会改变结垢产物的晶型,但会影响结垢产物的晶体形态、尺寸、结晶度、成分构成等。在30℃的运行温度下,形成附着于纤维表面的低结晶度的粒状晶体,结垢产物中C元素含量达到39.61%。随着循环水硬度的增加,结垢产物中K2Ca（SO4）2·H2O晶体的结晶度逐渐升高,形成柱状、纤维状等规则晶体,结垢产物中C元素含量在10-18%范围内。随着SS浓度的增加,结垢产物中晶体的结晶度逐渐降低,C元素含量逐渐升高;当SS浓度为560 mg/L时,集尘板表面附着少量纤维和片状晶体。pH值的升高会造成结垢产物中K2Ca（SO4）2·H2O晶体的尺寸减小甚至消失;调节循环水pH值为7.0和8.0,集尘板表面形成了少量粒状晶体,晶体结晶度降低,C元素含量升高至50%以上。316不锈钢材质的集尘板表面形成10μm左右的晶粒,结垢产物中C元素含量达到56.90%。（4）含有高浓度成垢离子的循环水及集尘板表面存在“缺陷”是WESP系统集尘板结垢的两个基本条件。WESP系统集尘板结垢是一个复杂的过程,是表面结晶和溶液结晶共同作用的结果。循环水中的木纤维在结垢过程中起着至关重要的作用。集尘板表面的柱状、纤维状等规则晶体,结构坚硬,难以去除。沉积于集尘板表面的纤维倾向“截留”溶液中的粒状晶体,结构松散,易于剥除。（5）分别采用滚镀锌、镀硬铬工艺在304、316不锈钢衬底上成功制备了平均晶体粒径分别为21.36 nm、23.52 nm和13.56 nm、36.43 nm的锌镀层和铬镀层。镀层掩盖了304不锈钢板表面的“沟壑”结构及316不锈钢板表面的“微孔”结构。锌镀层赋予不锈钢板表面突起结构,造成表面粗糙度增大;铬镀层完美修饰了304不锈钢板表面的缺陷,表面粗糙度为0.1802μm,镀铬层的316不锈钢板表面粗糙度降低了0.0127μm。（6）各镀层的阻垢性能由好到次的顺序依次为:铬镀层/316不锈钢、316不锈钢、铬镀层/304不锈钢、304不锈钢、锌镀层/316不锈钢、锌镀层/304不锈钢。循环水中氯离子浓度较高,锌镀层出现腐蚀现象的同时伴随着较严重的结垢现象,需在循环水中添加缓蚀剂来减少其腐蚀现象,从而改善锌镀层阻垢效果。与各自的衬底材料相比,铬镀层延长了结垢诱导期,而且铬镀层/304不锈钢、铬镀层/316不锈钢的结垢量分别减少为其基体材料的43.62%和75.31%。铬镀层对结垢诱导期及结垢量的影响,一方面是铬镀层表面粗糙度的制约,另一方面与衬底材料的特性有关。表面粗糙度不是决定结垢程度最关键的影响因素,表面特性的综合作用决定了结垢程度。结合经济和实际情况考虑,调节循环水硬度为8.0 g/L、SS浓度为560 mg/L、pH值为7.0,可缓解WESP系统集尘板表面的结垢程度,显着提高湿式电除尘器的运行效率和除尘效果。通过降低集尘板表面粗糙度、减少晶核位点和削弱结垢产物与集尘板表面的粘附力,亦可达到缓解集尘板结垢的目的。
二、大气悬浮粒状物质中羧酸的测定（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、大气悬浮粒状物质中羧酸的测定（论文提纲范文）
（1）生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水概况 |
| 1.1.1 印染废水的来源及特点 |
| 1.1.2 印染废水的危害 |
| 1.1.3 印染废水的治理 |
| 1.2 生物炭材料的研究进展 |
| 1.2.1 生物炭材料的制备 |
| 1.2.2 生物炭材料的改性研究 |
| 1.2.3 生物炭材料在印染废水处理中的应用 |
| 1.3 本论文的研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 生物炭材料比表面积和官能团的调控及其吸附机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验部分 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 响应面的因素与水平设计 |
| 2.2.4 污泥/竹材生物炭(BCs)的制备 |
| 2.2.5 响应面函数方程的建立 |
| 2.2.6 响应面函数方程的验证 |
| 2.2.7 生物炭(BCs)的活化 |
| 2.2.8 官能团改性生物炭(MBCs)的制备 |
| 2.2.9 磁性生物炭(Fe_3O_4-MBCs)的制备 |
| 2.2.10 生物炭材料的测试与表征 |
| 2.2.11 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附试验 |
| 2.2.12 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附试验 |
| 2.2.13 吸附机理研究 |
| 2.2.14 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 响应面试验结果分析 |
| 2.3.2 响应面函数方程的验证与补充 |
| 2.3.3 生物炭材料的表征 |
| 2.3.4 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附 |
| 2.3.5 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附 |
| 2.3.6 吸附机理研究 |
| 2.3.7 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 生物炭多孔负载金属氧化物复合材料的制备及其吸附-催化机理研究.. |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.2.3 生物炭多孔材料BC的制备 |
| 3.2.4 生物炭复合材料TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.5 生物炭复合材料MgO/ZnO/TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.6 材料的测试与表征 |
| 3.2.7 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原试验 |
| 3.2.8 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 3.2.9 吸附及催化降解机理研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭材料的表征 |
| 3.3.2 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原 |
| 3.3.3 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解 |
| 3.3.4 生物炭的吸附及催化降解机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 基于生物炭金属氧化物中空催微球的制备及其吸附‐催化机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验部分 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验仪器 |
| 4.2.3 生物炭微球(BMs)的制备 |
| 4.2.4 金属氧化物包覆生物炭球材料(CSMs和 DSMs)的制备 |
| 4.2.5 中空催化微球(HCMs)的制备 |
| 4.2.6 材料的测试与表征 |
| 4.2.7 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 4.2.8 HCMs对 MB的催化降解机理研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微球样品的表征 |
| 4.3.2 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及催化降解 |
| 4.3.3 模拟太阳光下HCMs对 MB的催化降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 生物炭光热转化材料的制备及其对印染废水的净化处理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验部分 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验仪器 |
| 5.2.3 生物炭光热转化材料的制备 |
| 5.2.4 光照条件下材料的热能转化 |
| 5.2.5 材料的测试与表征 |
| 5.2.6 生物炭光热转化材料对染料废水的处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 光照条件下生物炭材料的热能转化效果 |
| 5.3.2 生物炭光热转化材料的表征 |
| 5.3.3 生物炭光热转化材料对染料废水的净化效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 附录一:作者在攻读博士学位期间的研究成果 |
| 附录二:部分缩略词对照表 |
（2）中国洗涤技术发展研究 ——以中国日用化学工业研究院为中心（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 0.1 研究缘起与研究意义 |
| 0.2 研究现状与文献综述 |
| 0.3 研究思路与主要内容 |
| 0.4 创新之处与主要不足 |
| 第一章 中外洗涤技术发展概述 |
| 1.1 洗涤技术的相关概念 |
| 1.1.1 洗涤、洗涤技术及洗涤剂 |
| 1.1.2 表面活性剂界定、分类及去污原理 |
| 1.1.3 助剂、添加剂、填充剂及其主要作用 |
| 1.1.4 合成脂肪酸及其特殊效用 |
| 1.2 国外洗涤技术的发展概述 |
| 1.2.1 从偶然发现到商品——肥皂生产技术的萌芽与发展 |
| 1.2.2 科学技术的驱动——肥皂工业化生产及其去污原理 |
| 1.2.3 弥补肥皂功能的缺陷——合成洗涤剂的出现与发展 |
| 1.2.4 新影响因素——洗涤技术的转型 |
| 1.2.5 绿色化、多元化和功能化——洗涤技术发展新趋势 |
| 1.3 中国洗涤技术发展概述 |
| 1.3.1 取自天然,施以人工——我国古代洗涤用品及技术 |
| 1.3.2 被动引进,艰难转型——民国时期肥皂工业及技术 |
| 1.3.3 跟跑、并跑到领跑——新中国洗涤技术的发展历程 |
| 1.4 中国日用化学工业研究院的发展沿革 |
| 1.4.1 民国时期的中央工业试验所 |
| 1.4.2 建国初期组织机构调整 |
| 1.4.3 轻工业部日用化学工业科学研究所的筹建 |
| 1.4.4 轻工业部日用化学工业科学研究所的壮大 |
| 1.4.5 中国日用化学工业研究院的转制和发展 |
| 本章小结 |
| 第二章 阴离子表面活性剂生产技术的发展 |
| 2.1 我国阴离子表面活性剂生产技术的开端(1957-1959) |
| 2.2.1 早期技术研究与第一批合成洗涤剂产品的面世 |
| 2.2.2 早期技术发展特征分析 |
| 2.2 以烷基苯磺酸钠为主体的阴离子表面活性剂的开发(1960-1984) |
| 2.2.1 生产工艺的连续化研究及石油生产原料的拓展 |
| 2.2.2 烷基苯新生产工艺的初步探索 |
| 2.2.3 长链烷烃脱氢制烷基苯的技术突破及其它生产工艺的改进 |
| 2.2.4 技术发展特征及研究机制分析 |
| 2.3 新型阴离子表面活性剂的开发与研究(1985-1999) |
| 2.3.1 磺化技术的进步与脂肪醇聚氧乙烯醚硫酸盐、α-烯基磺酸盐的开发 |
| 2.3.2 醇(酚)醚衍生阴离子表面活性剂的开发 |
| 2.3.3 脂肪酸甲酯磺酸盐的研究 |
| 2.3.4 烷基苯磺酸钠生产技术的进一步发展 |
| 2.3.5 技术转型的方式及动力分析 |
| 2.4 阴离子表面活性剂技术的全面产业化及升级发展(2000 年后) |
| 2.4.1 三氧化硫磺化技术的产业化发展 |
| 2.4.2 主要阴离子表面活性剂技术的产业化 |
| 2.4.3 油脂基绿色化、功能性阴离子表面活性剂的开发 |
| 2.4.4 新世纪技术发展特征及趋势分析 |
| 本章小结 |
| 第三章 其它离子型表面活性剂生产技术的发展 |
| 3.1 其它离子型表面活性剂技术的初步发展(1958-1980) |
| 3.2 其它离子型表面活性剂技术的迅速崛起(1981-2000) |
| 3.2.1 生产原料的研究 |
| 3.2.2 咪唑啉型两性表面活性剂的开发 |
| 3.2.3 叔胺的制备技术的突破与阳离子表面活性剂开发 |
| 3.2.4 非离子表面活性剂的技术更新及新品种的开发 |
| 3.2.5 技术发展特征及动力分析 |
| 3.3 其它离子型表面活性剂绿色化品种的开发(2000 年后) |
| 3.3.1 脂肪酸甲酯乙氧基化物的开发及乙氧基化技术的利用 |
| 3.3.2 糖基非离子表面活性剂的开发 |
| 3.3.3 季铵盐型阳离子表面活性剂的进一步发展 |
| 3.3.4 技术新发展趋势分析 |
| 本章小结 |
| 第四章 助剂及产品生产技术的发展 |
| 4.1 从三聚磷酸钠至4A沸石——助剂生产技术的开发与运用 |
| 4.1.1 三聚磷酸钠的技术开发与运用(1965-2000) |
| 4.1.2 4 A沸石的技术开发与运用(1980 年后) |
| 4.1.3 我国助剂转型发展过程及社会因素分析 |
| 4.2 从洗衣粉至多类型产品——洗涤产品生产技术的开发 |
| 4.2.1 洗涤产品生产技术的初步开发(1957-1980) |
| 4.2.2 洗涤产品生产技术的全面发展(1981-2000) |
| 4.2.3 新世纪洗涤产品生产技术发展趋势(2000 年后) |
| 4.2.4 洗涤产品生产技术的发展动力与影响分析 |
| 本章小结 |
| 第五章 合成脂肪酸生产技术的发展 |
| 5.1 合成脂肪酸的生产原理及技术发展 |
| 5.1.1 合成脂肪酸的生产原理 |
| 5.1.2 合成脂肪酸生产技术的发展历史 |
| 5.1.3 合成脂肪酸生产技术研发路线的选择性分析 |
| 5.2 我国合成脂肪酸生产技术的初创(1954-1961) |
| 5.2.1 技术初步试探与生产工艺突破 |
| 5.2.2 工业生产的初步实现 |
| 5.3 合成脂肪酸生产技术的快速发展与工业化(1962-1980) |
| 5.3.1 为解决实际生产问题开展的技术研究 |
| 5.3.2 为提升生产综合效益开展的技术研究 |
| 5.4 合成脂肪酸生产的困境与衰落(1981-90 年代初期) |
| 5.5 合成脂肪酸生产技术的历史反思 |
| 本章小结 |
| 第六章 我国洗涤技术历史特征、发展动因、研发机制考察 |
| 6.1 我国洗涤技术的整体发展历程及特征 |
| 6.1.1 洗涤技术内史视野下“发展”的涵义与逻辑 |
| 6.1.2 我国洗涤技术的历史演进 |
| 6.1.3 我国洗涤技术的发展特征 |
| 6.2 我国洗涤技术的发展动因 |
| 6.2.1 社会需求是技术发展的根本推动力 |
| 6.2.2 政策导向是技术发展的重要支撑 |
| 6.2.3 技术引进与自主研发是驱动的双轮 |
| 6.2.4 环保要求是技术发展不可忽视的要素 |
| 6.3 我国洗涤技术研发机制的变迁 |
| 6.3.1 国家主导下的技术研发机制 |
| 6.3.2 国家主导向市场引导转化下的技术研发机制 |
| 6.3.3 市场经济主导下的技术研发机制 |
| 本章小结 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（3）土壤沉降粒级中有机质组成与微生物群落分布特征及其互作机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤颗粒中有机质与微生物研究的意义 |
| 1.2 土壤颗粒中有机质组成 |
| 1.2.1 土壤有机质的概念和测定方法 |
| 1.2.2 土壤颗粒中有机质含量 |
| 1.2.3 土壤颗粒中碳组分 |
| 1.2.4 土壤颗粒中有机质官能团 |
| 1.2.5 土壤颗粒中有机质周转速率 |
| 1.3 土壤颗粒中微生物群落 |
| 1.3.1 土壤微生物群落的功能及测定方法 |
| 1.3.2 土壤颗粒中微生物群落结构与组成 |
| 1.3.3 土壤颗粒中微生物多样性 |
| 1.3.4 土壤颗粒中共发生网络模式 |
| 1.3.5 土壤颗粒中微生物群落的功能 |
| 1.4 土壤颗粒中有机质组成与微生物群落的关系 |
| 1.4.1 土壤颗粒中碳组分与微生物群落组成的关系 |
| 1.4.2 土壤颗粒中有机质组成与微生物群落结构的关系 |
| 1.5 存在问题 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 土壤颗粒组成及碳氮含量分布 |
| 2.2.2 土壤颗粒中有机质含量与稳定性 |
| 2.2.3 土壤颗粒中细菌群落结构和多样性 |
| 2.2.4 土壤颗粒中真菌群落结构和多样性 |
| 2.2.5 土壤颗粒中有机质组成与微生物群落的关系 |
| 2.2.6 侵蚀沉积环境下有机质组成和微生物群落实证研究 |
| 2.3 研究思路与技术路线 |
| 2.4 供试土壤 |
| 2.5 主要测定方法与指标 |
| 2.5.1 土壤颗粒分级方法 |
| 2.5.2 土壤CO_2 排放速率测定 |
| 2.5.3 土壤理化指标测定 |
| 2.5.4 微生物群落结构的测定 |
| 2.5.5 有机质官能团组成测定 |
| 2.6 数据处理与统计分析 |
| 第三章 土壤颗粒组成及碳氮含量分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 样品收集与测定 |
| 3.2.3 数据处理与统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 土壤颗粒分级方法下颗粒分布的差异 |
| 3.3.2 土壤颗粒分级方法下颗粒中有机碳分布 |
| 3.3.3 土壤颗粒分级方法下颗粒中全氮分布 |
| 3.3.4 土壤颗粒分级方法下颗粒中碳氮比的差异性分布 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤颗粒分级方法对粒级分布的影响 |
| 3.4.2 土壤颗粒分级方法对碳氮分布的影响 |
| 3.4.3 土壤颗粒分级方法对颗粒中碳氮比的影响 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 土壤颗粒中有机质组成及其矿化特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 样品收集与测定 |
| 4.2.3 数据处理与统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 土壤颗粒组成与理化性质 |
| 4.3.2 土壤粒级有机质组成分布 |
| 4.3.3 土壤粒级碳矿化及与有机质组成的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 土壤粒级对有机质组成的影响 |
| 4.4.2 土壤粒级有机质组成对侵蚀环境碳循环的意义 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 土壤颗粒中细菌群落组成与功能的分布特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料方法 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 样品收集与测定 |
| 5.2.3 数据处理与统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 土壤粒级中细菌群落组成和指示物种 |
| 5.3.2 土壤粒级中细菌的多样性变化特征 |
| 5.3.3 土壤粒级中细菌的共现网络特征 |
| 5.3.4 土壤粒级中细菌代谢功能的分布特征 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 土壤粒级对细菌群落组成的影响 |
| 5.4.2 土壤粒级对细菌网络特征的影响 |
| 5.4.3 土壤粒级对细菌代谢功能的影响 |
| 5.4.4 土壤粒级细菌群落分布对侵蚀环境碳循环的意义 |
| 5.5 结论 |
| 第六章 土壤颗粒中真菌群落组成与功能分类特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料方法 |
| 6.2.1 试验设计 |
| 6.2.2 样品收集与测定 |
| 6.2.3 数据处理与统计分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 土壤粒级中真菌群落组成和指示物种 |
| 6.3.2 土壤粒级中真菌的多样性分布特征 |
| 6.3.3 土壤粒级中真菌群落共发生网络特征 |
| 6.3.4 土壤粒级中真菌功能分类 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 土壤粒级对真菌群落组成及功能的影响 |
| 6.4.2 土壤粒级对真菌网络特征的影响 |
| 6.4.3 土壤粒级真菌群落分布对侵蚀环境碳循环的意义 |
| 6.5 结论 |
| 第七章 土壤颗粒中有机质组成与微生物群落的关系 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料方法 |
| 7.2.1 试验设计 |
| 7.2.2 样品收集与测定 |
| 7.2.3 数据处理与统计分析 |
| 7.3 结果 |
| 7.3.1 细菌群落组成与有机质组成的关系 |
| 7.3.2 真菌群落组成与有机质组成的关系 |
| 7.3.3 土壤粒级中有机质组成和微生物群落在碳排放中的作用 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 土壤颗粒中细菌群落与有机质组成的关系 |
| 7.4.2 土壤颗粒中真菌群落与有机质组成的关系 |
| 7.4.3 土壤颗粒中有机质组成和微生物群落对碳排放的影响 |
| 7.5 结论 |
| 第八章 侵蚀地貌中土壤有机质组成与微生物群落实证研究 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料方法 |
| 8.2.1 试验设计 |
| 8.2.2 样品收集与测定 |
| 8.2.3 数据处理与统计分析 |
| 8.3 结果 |
| 8.3.1 不同地貌单元颗粒组成及土壤理化性质 |
| 8.3.2 不同地貌单元微生物群落组成及多样性 |
| 8.3.3 细菌和真菌群落与土壤有机质组成的关系 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 侵蚀-沉积对不同地貌单元土壤性质及有机质组成的影响 |
| 8.4.2 侵蚀-沉积对不同地貌单元土壤微生物群落的影响 |
| 8.4.3 侵蚀地貌下有机质组成与微生物群落的关系 |
| 8.5 结论 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要研究结论 |
| 9.2 研究创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（4）稀土元素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响研究 ——以镧为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 稀土元素与绿色经济 |
| 1.2 离子型稀土的开采和环境影响 |
| 1.3 离子型稀土矿区地下水污染治理技术 |
| 1.4 Anammox工艺的研究进展 |
| 1.5 Anammox的影响因素分析 |
| 1.6 主要研究内容与创新点 |
| 1.6.1 主要研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.6.3 主要创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验耗材 |
| 2.1.2 实验器材 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 化学指标测定 |
| 2.2.2 生物化学指标的测定 |
| 2.2.3 EPS的提取与表征 |
| 2.2.4 稀土元素的分布与测定 |
| 2.2.5 FISH分析 |
| 2.2.6 形态学观察 |
| 2.2.7 微生物群落分析 |
| 2.3 反应器和样品信息 |
| 2.3.1 反应器信息 |
| 2.3.2 样品信息 |
| 第3章 不同接种污泥启动Anammox反应的研究 |
| 3.1 系统运行 |
| 3.1.1 接种污泥的来源 |
| 3.1.2 培养基和运行参数 |
| 3.2 反应器脱氮性能 |
| 3.2.1 以新鲜污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-1 启动性能 |
| 3.2.2 以存储污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-2 启动性能 |
| 3.2.3 以活性污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-3 启动性能 |
| 3.3 污泥的形态学观察 |
| 3.4 污泥的FISH结果 |
| 3.5 DNA的 PCR扩增结果 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 稀土元素La对 AnAOB富集过程的影响 |
| 4.1 系统运行 |
| 4.1.1 启动策略 |
| 4.1.2 接种污泥和反应器运行 |
| 4.1.3 冷藏后性能恢复 |
| 4.2 La对 AnAOB富集过程脱氮性能的影响 |
| 4.2.1 异位启动策略下的Anammox反应器脱氮性能分析 |
| 4.2.2 原位、半原位富集策略下的Anammox SBR反应器脱氮性能分析 |
| 4.2.3 La添加对Anammox反应器启动性能的影响 |
| 4.3 La对 AnAOB冷藏后活性恢复的影响 |
| 4.4 La对 AnAOB富集过程中污泥形态的影响 |
| 4.5 La对污泥菌落组成的影响 |
| 4.6 La对 AnAOB富集过程中群落组成变化的影响 |
| 4.6.1 La对 AnAOB富集过程中门水平上群落结构分布变化的影响 |
| 4.6.2 La对 AnAOB富集过程中种水平上群落组成变化的影响 |
| 4.6.3 La对 AnAOB富集过程中物种多样性的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 稀土元素La对 Anammox颗粒污泥的长期影响 |
| 5.1 系统运行和数据分析 |
| 5.1.1 接种污泥 |
| 5.1.2 系统运行 |
| 5.1.3 序批实验 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 La(Ⅲ)对AnAOB脱氮性能的影响 |
| 5.3 EPS分泌对La(Ⅲ)添加的响应 |
| 5.4 La在体系内的分布 |
| 5.5 生物化学指标及酶活性 |
| 5.6 微生物群落结构分析 |
| 5.6.1 微生物的群落结构组成和多样性 |
| 5.6.2 La(Ⅲ)胁迫下的优势属的变化 |
| 5.6.3 与EPS分泌相关的功能基因 |
| 5.6.4 La(Ⅲ)跨膜转运基因预测 |
| 5.7 La(Ⅲ)对AnAOB的影响机制探究 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 石油烃污染土壤修复技术 |
| 1.3 石油烃污染土壤生物修复技术 |
| 1.4 胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.1 低温胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.2 重金属胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.3 重质原油胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.4 高温胁迫条件下石油烃污染土壤生物修复 |
| 1.4.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复及其面临的挑战 |
| 1.5.1 嗜盐碱微生物的适盐碱机制 |
| 1.5.2 嗜盐碱微生物的石油烃降解机理 |
| 1.5.3 嗜盐碱微生物对不同组分石油烃的降解特性 |
| 1.5.4 盐碱胁迫条件下生物强化/生物刺激修复石油烃污染土壤 |
| 1.5.5 石油烃污染土壤生物修复技术存在的挑战 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第二章 石油烃分析方法及土壤国标分析方法的改进研究 |
| 2.1 国内外石油烃的分析方法与标准 |
| 2.1.1 重量法 |
| 2.1.2 紫外分光光度法 |
| 2.1.3 荧光分光光度法 |
| 2.1.4 红外光度法 |
| 2.1.5 气相色谱法 |
| 2.2 土壤石油烃国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.1 国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.2 红外分析国标方法萃取手段的简易替代方案与实验条件 |
| 2.3 土壤石油烃红外分析国标方法萃取简易替代方案的实验结果与分析 |
| 2.3.1 不同土壤质量对CJ/T221-2005索氏提取法萃取效果的影响 |
| 2.3.2 简易替代方案与两种红外国标方法的萃取结果对比 |
| 2.3.3 简易替代方案的萃取比例及与两种红外国标方法的符合率 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高盐高油胁迫条件下耐盐石油降解菌的筛选驯化及其生理特性 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计与测定方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 盐碱地石油污染土壤理化指标的测定方法 |
| 3.2.3 耐盐菌驯化培养液理化指标的测定方法 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 盐碱地石油污染土壤的基础理化性质 |
| 3.3.2 耐盐菌驯化培养液菌株含量变化规律分析 |
| 3.3.3 耐盐菌驯化培养液pH值变化规律分析 |
| 3.3.4 耐盐菌驯化培养液氧化还原电位变化规律分析 |
| 3.3.5 耐盐菌驯化培养液细胞通透性及菌液总固体含量变化规律分析 |
| 3.3.6 典型阶段培养基形态及油滴粒径变化规律分析 |
| 3.3.7 耐盐菌驯化培养液乳化特性变化规律分析 |
| 3.3.8 典型阶段耐盐菌驯化培养液呼吸特性规律分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水体环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计与分析方法 |
| 4.2.1 优势耐盐菌株筛选实验设计 |
| 4.2.2 优势耐盐菌株极限盐度适应性驯化实验设计 |
| 4.2.3 优势耐盐菌株呼吸特性实验设计 |
| 4.2.4 优势耐盐菌株生存环境优化实验设计 |
| 4.2.5 优势耐盐菌株降解实验设计 |
| 4.2.6 优势耐盐菌株代谢产物的分析方法 |
| 4.2.7 优势耐盐菌株生物酶的分析方法 |
| 4.2.8 优势耐盐菌株表面活性剂测定 |
| 4.2.9 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析实验设计 |
| 4.2.10 优势耐盐菌株鉴定方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 耐盐菌在饱和盐浓度条件下的适应情况 |
| 4.3.2 优势耐盐菌株的呼吸特性分析 |
| 4.3.3 优势耐盐菌株最适生存环境的优化选择 |
| 4.3.4 环境条件对于优势耐盐菌株降解效果的影响 |
| 4.3.5 优势耐盐菌株代谢产物—生物表面活性剂的分析 |
| 4.3.6 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析 |
| 4.3.7 优势耐盐菌株的鉴定结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土壤环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验设计与测定方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验测定方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 耐盐菌株种类差别对降解效果的影响分析 |
| 5.3.2 时间对优势耐盐菌株降解效果的影响分析 |
| 5.3.3 含盐量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.4 含油量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.5 土壤质地对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.6 含水率对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.7 温度对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 长效耐盐石油降解菌剂推广应用的关键问题分析与初步方案 |
| 6.1 生物修复助剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.1.1 表面活性剂类助剂作用分析与比选 |
| 6.1.2 生物质类助剂作用分析与比选 |
| 6.2 缓释修复药剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.3 提高生物修复材料长效性和广谱性的载体材料分析与比选 |
| 6.4 固定化耐盐菌剂制备技术分析 |
| 6.5 耐盐菌剂量产化初步方案设计 |
| 6.5.1 背景及概况 |
| 6.5.2 市场预测 |
| 6.5.3 产品方案及建设规模 |
| 6.5.4 设备选型、材料及动力供应 |
| 6.5.5 投资及运行成本分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 石油污染场地耐盐菌修复中试设备设计 |
| 7.1 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的设计思想与工艺方案 |
| 7.1.1 设计思想 |
| 7.1.2 工艺方案 |
| 7.2 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的规模确定 |
| 7.3 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的工艺设计 |
| 7.3.1 混合搅拌罐的工艺设计 |
| 7.3.2 沉淀净水池的工艺设计 |
| 7.3.3 富集浓缩池的工艺设计 |
| 7.3.4 辅助设备的选型 |
| 7.4 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的结构设计 |
| 7.5 投资估算与运行成本核算 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文及授权专利 |
| 作者及导师简介 |
（6）解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金属污染概况及修复技术 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属形态分析 |
| 1.2.3 土壤铅污染修复技术概况 |
| 1.3 解磷微生物修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.3.1 解磷微生物的种类及分布 |
| 1.3.2 解磷微生物的解磷机理 |
| 1.3.3 解磷微生物对土壤重金属污染的修复 |
| 1.4 微生物-铁基纳米材料及固定化技术修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.4.1 微生物-铁基纳米材料联合修复土壤重金属污染 |
| 1.4.2 微生物固定化技术在土壤重金属污染修复中应用 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.3 土壤样品采集与预处理 |
| 2.4 土壤重金属形态及理化性质分析 |
| 2.4.1 土壤重金属形态的分析 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.5 重金属抗性解磷微生物的筛选及其解磷机制 |
| 2.5.1 解磷微生物的分离及保存 |
| 2.5.2 解磷微生物的重金属最小抑制浓度分析 |
| 2.5.3 解磷微生物的鉴定 |
| 2.5.4 解磷微生物解磷能力分析 |
| 2.6 铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响 |
| 2.7 解磷菌对铅的钝化能力 |
| 2.7.1 解磷菌对铅的吸附及富集作用 |
| 2.7.2 解磷菌胞外聚合物对铅的吸附及富集作用 |
| 2.8 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对土壤铅的钝化 |
| 2.8.1 生物炭负载零价铁的制备及表征 |
| 2.8.2 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化性能 |
| 2.8.3 固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化性能研究 |
| 2.9 解磷菌-铁基含磷纳米材料对土壤铅的钝化性能 |
| 2.9.1 铁基含磷纳米材料的制备表征及优化 |
| 2.9.2 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 2.9.3 不同因素对解磷菌-铁基含磷纳米材料钝化铅的影响 |
| 2.9.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料修复土壤铅污染的模拟实验 |
| 2.10 数据处理 |
| 3 重金属抗性解磷微生物的筛选及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 重金属抗性解磷微生物生境特征 |
| 3.2.1 土壤理化性质及重金属形态分布特征 |
| 3.2.2 土壤重金属有效性及其影响因素 |
| 3.3 高效解磷微生物的分离及形态特征 |
| 3.4 重金属抗性解磷微生物的筛选及对重金属的抗性 |
| 3.5 重金属抗性解磷微生物菌株的鉴定 |
| 3.6 重金属抗性解磷微生物的解磷能力及解磷机制研究 |
| 3.6.1 重金属抗性解磷微生物解磷能力 |
| 3.6.2 重金属抗性解磷微生物解磷机制探究 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 铅抗性解磷菌对铅的钝化能力及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铅胁迫对解磷菌生长及代谢的影响 |
| 4.2.1 铅胁迫对解磷菌生长的影响 |
| 4.2.2 铅胁迫对解磷菌有机酸分泌能力的影响 |
| 4.2.3 铅胁迫对解磷菌磷酸酶分泌能力的影响 |
| 4.2.4 铅胁迫对解磷菌胞外聚合物的影响 |
| 4.3 解磷菌及其代谢产物对铅的钝化能力 |
| 4.3.1 解磷菌及培养液对铅的钝化能力 |
| 4.3.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化能力 |
| 4.4 解磷菌及代谢产物对铅的钝化机制探究 |
| 4.4.1 解磷菌菌体对铅的钝化机制 |
| 4.4.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物炭载零价铁的制备表征及性能初探 |
| 5.3 固定化解磷菌小球的制备 |
| 5.4 固定化解磷菌小球的解磷能力及其对铅的钝化性能 |
| 5.4.1 固定化解磷菌小球的解磷能力 |
| 5.4.2 固定化解磷菌小球对铅的钝化性能 |
| 5.4.3 固定化解磷菌小球对铅的钝化条件优化 |
| 5.4.4 固定化解磷菌小球对铅的钝化机理研究 |
| 5.5 固定化解磷菌小球对模拟污染土壤中铅形态的转化规律 |
| 5.5.1 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤理化性质的影响 |
| 5.5.2 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤中铅形态的转化 |
| 5.6 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.6.1 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落组成差异分析 |
| 5.6.2 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态的关系 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化效果及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 铁基含磷纳米材料的制备及表征 |
| 6.2.1 铁基含磷纳米材料的制备 |
| 6.2.2 铁基含磷纳米材料的表征 |
| 6.3 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 6.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化 |
| 6.4.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能及影响因素 |
| 6.4.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化机制解析 |
| 6.5 解磷菌-铁基含磷纳米材料对模拟污染土壤中铅的钝化 |
| 6.5.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤的铅形态转化规律 |
| 6.5.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤微生物群落结构 |
| 6.5.3 模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态关系 |
| 6.6 解磷菌-铁基含磷纳米材料处理铅污染土壤的毒性浸出研究 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 攻读博士学位期间发表的主要论文 |
| 攻读博士学位期间申请的主要专利 |
| 致谢 |
（7）微生物作用下镁离子影响矿化产物机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 论文研究内容 |
| 1.5 论文的技术路线 |
| 1.6 论文工作量 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 嗜盐菌的筛选、纯化、鉴定 |
| 2.3 硫酸盐还原菌的筛选、纯化、鉴定 |
| 2.4 三株细菌的水化学参数变化 |
| 2.5 胞外聚合物的提取及其氨基酸组成 |
| 2.6 微生物诱导矿化实验 |
| 2.7 非生物成因矿物制备 |
| 2.8 微生物诱导的碳酸盐矿物的特征分析 |
| 2.9 胞内生物矿化分析 |
| 2.10 生物成因矿物的分子动力学模拟 |
| 3 嗜盐菌作用下镁离子影响矿化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 YXY2的水化学参数变化 |
| 3.3 YXY2诱导的碳酸盐矿物的特征 |
| 3.4 YXY2胞内矿化分析 |
| 3.5 YXY2胞外聚合物的氨基酸组成 |
| 3.6 文石的分子动力学模拟 |
| 3.7 嗜盐菌YXY2作用下镁离子影响矿化机制 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 有氧条件硫酸盐还原菌作用下镁离子影响矿化机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 HFF1的鉴定 |
| 4.3 HFF1的水化学参数变化 |
| 4.4 生物成因碳酸盐矿物特征 |
| 4.5 HFF1胞外聚合物的氨基酸组成 |
| 4.6 HFF1胞内生物矿化分析 |
| 4.7 方解石的分子动力学模拟 |
| 4.8 硫酸盐还原菌HFF1作用下镁离子影响矿化机制 |
| 4.9 本章小结 |
| 5 厌氧条件硫酸盐还原菌作用下镁离子影响矿化机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 ZW123的鉴定 |
| 5.3 ZW123的水化学参数 |
| 5.4 生物成因矿物特征 |
| 5.5 ZW123胞外聚合物的氨基酸组成 |
| 5.6 鸟粪石的分子动力学模拟 |
| 5.7 硫酸盐还原菌ZW123作用下镁离子影响矿化机制 |
| 5.8 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 存在的问题与不足 |
| 6.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（8）金属有机框架材料的功能化设计及光催化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 光催化技术引言 |
| 1.1.1 能源危机和环境污染现状 |
| 1.1.2 光催化技术 |
| 1.1.3 常见的光催化材料 |
| 第二节 MOFs材料简介 |
| 1.2.1 MOFs材料结构 |
| 1.2.2 MOFs材料分类 |
| 1.2.3 MOFs材料应用 |
| 第三节 MOFs材料光催化应用 |
| 1.3.1 MOFs材料光催化的基本原理 |
| 1.3.2 MOFs光催化分解水 |
| 1.3.3 MOFs光催化CO_2还原 |
| 1.3.4 MOFs光催化有机合成反应 |
| 第四节 MOFs材料功能化设计 |
| 1.4.1 选择功能性金属位点或者有机配体 |
| 1.4.2 通过直接合成法或者后修饰(PSM)法向MOFs材料中引入活性位点 |
| 第五节 选题意义及研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 紫外-可见光照下在铋基金属-有机框架材料上产生单线态氧选择性光催化氧化苯甲醇到苯甲醛 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 样品的制备 |
| 2.2.3 活性氧测试 |
| 2.2.4 电子自旋共振俘获(ESR)测试 |
| 2.2.5 醇的光催化氧化反应 |
| 2.2.6 性能表征 |
| 2.3 实验结果分析与讨论 |
| 2.3.1 结构形貌表征 |
| 2.3.2 光物理性能表征 |
| 2.3.3 发光光谱测试结果 |
| 2.3.4 TMB分子氧化结果 |
| 2.3.5 ESR测试结果 |
| 2.3.6 光催化氧化苯甲醇结果 |
| 2.3.7 光催化性能差异的原因 |
| 2.3.8 稳定性实验 |
| 2.4 本章总结 |
| 参考文献 |
| 第三章 单分子修饰提高UiO-66光催化有机合成的选择性 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 单分子核黄素修饰UiO-66实现增强的光催化氧化的稳定性,可循环性和选择性 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 实验部分 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.4 本节总结 |
| 第三节 DDQ单分子修饰UiO-66用于非均相光催化高选择性苯甲硫醚的氧化 |
| 3.3.1 引言 |
| 3.3.2 实验部分 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.3.4 本节小结 |
| 第四节 本章总结 |
| 参考文献 |
| 第四章 在三嗪基MOFs/CTFs特定位点上修饰金属离子/金属复合物提高光催化产氢性能 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 通过对一种三嗪基金属有机框架材料后修饰上铂络合物以获得增强的光催化产氢性能 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 实验部分 |
| 4.2.3 研究结果与讨论 |
| 4.2.4 本节总结 |
| 第三节 Ni(Ⅱ)修饰的CTFs用于增强光催化产氢性能 |
| 4.3.1 引言 |
| 4.3.2 实验部分 |
| 4.3.3 结果与讨论 |
| 4.3.4 本节小结 |
| 第四节 本章总结 |
| 参考文献 |
| 第五章 一种水稳定的三嗪基金属有机框架材料用作高效铅离子吸附剂 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 CAU-7-TATB[Bi(TATB)]样品制备 |
| 5.2.2 重金属离子[Co(Ⅱ),Cr(Ⅲ), Mn(Ⅱ), Ni(Ⅱ),Pb(Ⅱ)]的吸附 |
| 5.2.3 重金属离子的吸附容量和去除效率 |
| 5.2.4 混合重金属离子的选择性 |
| 5.2.5 Pb(Ⅱ)吸附等温线的测定 |
| 5.2.6 Pb(Ⅱ)吸附动力学实验 |
| 5.2.7 初始pH对Pb(Ⅱ)吸附能力的影响 |
| 5.2.8 干扰离子对Pb(Ⅱ)吸附和选择性的影响 |
| 5.2.9 Zeta电势测量 |
| 5.2.10 材料表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CAU-7-TATB [Bi(TATB)]的表征 |
| 5.3.2 CAU-7-TATB的吸附性能测试 |
| 5.3.3 荧光探针作用 |
| 5.3.4 Pb(Ⅱ)吸附等温线 |
| 5.3.5 吸附动力学 |
| 5.3.6 水稳定性测试 |
| 5.3.7 初始pH对Pb(Ⅱ)吸附能力的影响 |
| 5.3.8 干扰离子对Pb(Ⅰ)吸附和选择性的影响 |
| 5.3.9 CAU-7-TATB的实用性评价 |
| 5.3.10 CAU-7-TATB吸附金属的可能机理 |
| 5.4 本章总结 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的获奖情况及公开发表论文等成果总结 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（9）超精煤制备及其在炼焦中应用基础研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 低阶煤资源状况及性质 |
| 2.1.1 我国能源应用现状 |
| 2.1.2 我国低阶煤资源状况 |
| 2.1.3 我国低阶煤的煤质特征 |
| 2.2 低阶煤作为能源的重要性 |
| 2.3 低阶煤溶剂萃取技术的研究现状 |
| 2.3.1 极性溶剂萃取制备超精煤 |
| 2.3.2 非极性溶剂萃取制备超精煤 |
| 2.3.3 混合溶剂萃取制备超精煤 |
| 2.3.4 温度对萃取率的影响 |
| 2.3.5 压力对萃取率的影响 |
| 2.3.6 煤粉粒径对萃取率的影响 |
| 2.3.7 煤粉理化性质对萃取率的影响 |
| 2.4 生物质与低阶煤联合萃取的协同作用 |
| 2.5 超精煤的应用 |
| 2.5.1 超精煤在化学链燃烧技术中的应用 |
| 2.5.2 超精煤催化气化制备合成气 |
| 2.5.3 超精煤作为粘结剂配煤炼焦 |
| 2.5.4 超精煤在碳阳极材料中的应用 |
| 2.5.5 超精煤在燃料电池中的应用 |
| 2.5.6 超精煤在水煤浆中的应用 |
| 2.6 超精煤的经济可行性 |
| 2.7 研究内容与方法 |
| 2.7.1 课题的提出和意义 |
| 2.7.2 主要研究内容 |
| 3 超精煤(HPC)的制备及其理化性质研究 |
| 3.1 实验原料 |
| 3.2 实验设备及方法 |
| 3.2.1 超精煤萃取装置 |
| 3.2.2 超精煤萃取工艺 |
| 3.2.3 超精煤表征方法 |
| 3.3 低阶煤的基础性能研究 |
| 3.3.1 煤成分分析 |
| 3.3.2 煤的表观形貌分析 |
| 3.4 N-甲基吡咯烷酮(NMP)单独热萃取四种低阶煤 |
| 3.4.1 煤岩组分分析 |
| 3.4.2 煤种对萃取率和灰分的影响 |
| 3.4.3 温度对萃取率和灰分的影响 |
| 3.4.4 液固比对萃取率和灰分的影响 |
| 3.4.5 萃取时间对萃取率和灰分的影响 |
| 3.5 超精煤的理化性能 |
| 3.5.1 超精煤的工业分析及元素分析 |
| 3.5.2 超精煤的热重分析 |
| 3.5.3 超精煤的红外光谱分析 |
| 3.5.4 超精煤的显微组分及煤岩组成 |
| 3.5.5 超精煤的燃烧特性分析 |
| 3.5.6 超精煤粘结性能分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 生物质与低阶煤协同共萃取研究 |
| 4.1 实验生物质原料选择 |
| 4.2 检测分析方法 |
| 4.3 N-甲基吡咯烷酮(NMP)单独热萃取生物质和低阶煤研究 |
| 4.3.1 生物质与煤粉的单独萃取率 |
| 4.3.2 生物质与煤粉单独萃取物表征 |
| 4.4 N-甲基吡咯烷酮(NMP)协同热萃取生物质和低阶煤 |
| 4.4.1 协同萃取的萃取率变化 |
| 4.4.2 协同萃取超精煤的工业分析及元素分析 |
| 4.4.3 协同萃取超精煤的红外光谱分析 |
| 4.4.4 协同萃取超精煤的碳质结构分析 |
| 4.5 生物质与低阶煤共萃取反应机理的探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 添加煤/生物质协同萃取超精煤(BIOC-HPC)对焦炭强度影响研究 |
| 5.1 实验原料 |
| 5.2 实验设备与方法 |
| 5.2.1 炼焦装置介绍 |
| 5.2.2 BIOC-HPC焦炭制备工艺 |
| 5.2.3 焦炭强度表征方法 |
| 5.3 生物质添加量对BIOC-HPC焦炭冷强度的影响 |
| 5.3.1 生物质添加量对BIOC-HPC焦炭转鼓强度的影响 |
| 5.3.2 生物质添加量对BIOC-HPC焦炭抗压强度的影响 |
| 5.3.3 孔隙结构对焦炭冷强度的影响 |
| 5.3.4 BIOC-HPC碳结构对焦炭强度的影响 |
| 5.3.5 BIOC-HPC热解特性对焦炭强度的影响 |
| 5.3.6 BIOC-HPC的粘结机理 |
| 5.4 BIOC-HPC添加比例对焦炭冷强度的影响 |
| 5.4.1 配煤试验方案及对焦炭成分影响 |
| 5.4.2 BIOC-HPC添加比例对焦炭表观形貌的影响 |
| 5.4.3 BIOC-HPC添加比例对焦炭抗压强度的影响 |
| 5.4.4 BIOC-HPC添加比例对焦炭转鼓强度的影响 |
| 5.4.5 BIOC-HPC焦炭光学组织与焦炭冷强度关系 |
| 5.4.6 BIOC-HPC焦炭孔隙结构与焦炭冷强度关系 |
| 5.4.7 BIOC-HPC焦炭碳结构与焦炭强度关系 |
| 5.4.8 BIOC-HPC对焦炭冷强度的作用机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 添加BIOC-HPC炼制焦炭的反应性研究 |
| 6.1 实验原料 |
| 6.2 实验设备与方法 |
| 6.3 BIOC-HPC添加比例对焦炭热态性能的影响 |
| 6.3.1 BIOC-HPC添加比例对焦炭气化率的影响 |
| 6.3.2 BIOC-HPC添加比例对焦炭反应后强度的影响 |
| 6.3.3 BIOC-HPC添加比例对焦炭反应后表观形貌的影响 |
| 6.3.4 BIOC-HPC焦炭碳结构与强度的关系 |
| 6.4 配加BIOC-HPC炼制焦炭的CO_2气化反应性研究 |
| 6.4.1 常用气固反应模型 |
| 6.4.2 BIOC-HPC焦炭的表观形貌 |
| 6.4.3 BIOC-HPC焦炭气化动力学研究 |
| 6.4.4 配加BIOC-HPC炼制焦炭的气化动力学 |
| 6.4.5 配加BIOC-HPC炼制焦炭反应后强度的劣化机理 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（10）湿式电除尘系统集尘板结垢及镀层阻垢的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 结垢概述 |
| 1.2.2 结垢机理及分类 |
| 1.2.3 结垢的影响因素 |
| 1.2.3.1 水质条件 |
| 1.2.3.2 操作条件 |
| 1.2.3.3 表面特性 |
| 1.2.4 结垢的危害 |
| 1.2.5 常见的阻垢方法 |
| 1.2.5.1 化学法 |
| 1.2.5.2 物理法 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 集尘板表面结垢及其机理研究 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 试验仪器与设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 结垢试验 |
| 2.2.2 水质参数测试 |
| 2.2.3 结垢产物表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 集尘板结垢周期及产物分析 |
| 2.3.1.1 循环水水质变化与结垢倾向的关系 |
| 2.3.1.2 集尘板表观特征变化 |
| 2.3.1.3 集尘板表面的结垢产物 |
| 2.3.2 集尘板表面结垢规律研究 |
| 2.3.2.1 运行温度对结垢的影响 |
| 2.3.2.2 硬度对结垢的影响 |
| 2.3.2.3 SS浓度对结垢的影响 |
| 2.3.2.4 pH值对结垢的影响 |
| 2.3.2.5 集尘板材质对结垢的影响 |
| 2.3.3 集尘板表面的结垢产物分析 |
| 2.3.3.1 不同运行温度下的结垢产物 |
| 2.3.3.2 不同硬度下的结垢产物 |
| 2.3.3.3 不同SS浓度下的结垢产物 |
| 2.3.3.4 不同p H值下的结垢产物 |
| 2.3.3.5 不同材质集尘板表面的结垢产物 |
| 2.3.4 集尘板结垢机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 集尘板表面镀层的制备及其阻垢性能研究 |
| 3.1 试验材料与仪器 |
| 3.1.1 试验试剂 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验仪器与设备 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 集尘板表面镀层的制备 |
| 3.2.2 集尘板表面镀层的性能测试 |
| 3.2.2.1 物相结构测试 |
| 3.2.2.2 表面形貌表征 |
| 3.2.2.3 表面粗糙度测定 |
| 3.2.2.4 阻垢性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 镀层的物相结构 |
| 3.3.2 镀层的表面形貌 |
| 3.3.3 镀层的表面粗糙度 |
| 3.3.4 镀层的阻垢性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
四、大气悬浮粒状物质中羧酸的测定（论文参考文献）
- [1]生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究[D]. 翟世民. 江南大学, 2021(01)
- [2]中国洗涤技术发展研究 ——以中国日用化学工业研究院为中心[D]. 王鹏飞. 山西大学, 2021(01)
- [3]土壤沉降粒级中有机质组成与微生物群落分布特征及其互作机制[D]. 高鑫. 西北农林科技大学, 2021
- [4]稀土元素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响研究 ——以镧为例[D]. 黄双蕾. 南昌大学, 2020(02)
- [5]耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用[D]. 艾贤军. 北京石油化工学院, 2020(06)
- [6]解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究[D]. 滕泽栋. 北京林业大学, 2020(03)
- [7]微生物作用下镁离子影响矿化产物机制研究[D]. 孙彬. 山东科技大学, 2020(06)
- [8]金属有机框架材料的功能化设计及光催化性能研究[D]. 张若倩. 山东大学, 2020(10)
- [9]超精煤制备及其在炼焦中应用基础研究[D]. 赵骏. 北京科技大学, 2020(01)
- [10]湿式电除尘系统集尘板结垢及镀层阻垢的研究[D]. 余晓. 南京林业大学, 2019(05)