一、Pb~(2+)、Co~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)混合液中Pb~(2+)的分离和测定（论文文献综述）
王素燕[1]（2021）在《金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用》文中研究说明近年来,随着人们健康理念的增强,森林食品的消费量逐年增加,但重金属污染引发的森林食品安全问题时有发生。重金属钴（Co）、铜（Cu）、铅（Pb）盐广泛应用于工农业生产,森林食品随时可能受到Co、Cu、Pb的污染,对人们健康造成严重威胁。本论文针对森林食品监测中存在的重金属检测技术不完善、国家标准中森林食品重金属监测项目不全面等问题,基于金银纳米材料的局部表面等离子体共振特性,构建了 Co2+、Cu2+、Pb2+的高灵敏比色传感器,实现了 Co2+、Cu2+、Pb2+的简单、灵敏度高、选择性好的可视化检测,为森林食品中Co、Cu、Pb提供了新的检测方法。具体如下:1、基于类芬顿反应刻蚀金纳米星粒子（GNSs）构建高灵敏钴离子比色检测方法及应用以4-羟乙基哌嗪乙磺酸（HEPES）为还原剂和覆盖剂,氯金酸（HAuCl4）为金源,合成稳定的金纳米星粒子（GNSs）。在十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、硫氰化钾（KSCN）和碳酸氢钠（NaHCO3）存在下,Co2+引发类芬顿反应,产生大量超氧自由基（O·-）,将金纳米星粒子表面的单质金（Au0）氧化为Au+,导致金纳米星粒子溶液的局部表面等离子体共振峰（LSPR）波长发生蓝移,溶液颜色从蓝绿色逐渐变紫色、红色。当Co2+浓度低至500 pmol/L时,肉眼就可以区分出颜色的变化。Co2+浓度在100pmol/L～20 μmol/L范围内与GNSs的LSPR吸收峰的波长差从具有良好的线性关系（R2=0.996）,检出限为33 pmol/L。该方法简单、操作方便且具有很高的灵敏性以及抗干扰能力,对森林食品样品中钴含量检测表现出良好的重现性（RSD<5%）,以及很高的准确性（与石墨炉原子吸收光谱法测定结果非常接近）。2、基于银包金纳米星粒子（GNSs@Ag）刻蚀反应构建高灵敏铜离子比色检测方法及应用在硫代硫酸钠（Na2S2O3）存在情况下,溶解氧会氧化单质银（Ag0）形成二硫代硫酸根合银离子（Ag（S2O3）23-）,Cu2+能够作为催化剂加速这一反应。Cu2+存在导致银包金纳米星（GNSs@Ag）中银层厚度明显减小,最大紫外可见吸收峰强度减小,溶液颜色也随之变化。当Cu2+浓度高于200 pmol/L时,肉眼就可以分辨出颜色的变化。Cu2+浓度在50 pmol/L～50 μmol/L范围内与最大UV-Vis吸收峰的吸光度有着良好的线性关系（R2=0.994）,检出限为15 pmol/L。该方法操作简单、灵敏度高、选择性好,在森林食品样品中铜含量检测达到良好的效果。3、基于三种不同形貌的金纳米粒子（球形金纳米粒子GNPs、金纳米棒GNRs和金纳米星粒子GNSs）构建不同灵敏度的铅离子比色检测方法及应用（1）基于Pb2+诱导谷胱甘肽（GSH）功能化球形金纳米粒子（GNPs）的聚集反应检测溶液中Pb2+。原因为GSH和Pb2+有比较强的螯合能力,纳米粒子聚集后导致其局部表面等离子体共振光谱发生了改变,溶液颜色也随之变化。Pb2+浓度在0.02 μmol/L～20μmol/L范围内与UV-Vis吸收峰强度的比值（A680/A518）有着良好的线性关系（R2=0.993）,检出限为6 nmol/L。肉眼可以区分低至50 nmol/LPb2+引起的颜色变化。该方法简单、操作方便、选择性好,在森林食品样品中铅含量检测达到较好的效果。（2）利用Pb2+在金纳米棒（GNRs）刻蚀体系中特殊的催化作用来检测溶液中的Pb2+。在金纳米棒溶液中加入Na2S2O3,通过Au-S共价键作用力,在金纳米棒表面形成一层Au（S2O3）23-膜。加入Pb2+和2-巯基乙醇（2-ME）后,Pb2+被还原为Pb0沉积在纳米粒子表面,加速2-ME对金的浸出,从而导致纳米棒长径比的变化,引起纵向表面等离子体共振吸收峰峰位的变化。Pb2+浓度在500pmol/L～50 μmol/L范围内与最大吸收峰波长有着良好的线性关系（R2=0.995）,检测限为150 pmol/L。肉眼可以分辨低至2 nmol/LPb2+引起的颜色变化。该方法简单、操作方便、选择性好,在森林食品样品中铅含量检测达到较好的效果。（3）利用Pb2+在GNSs刻蚀体系中特殊的催化作用来检测溶液中的Pb2+。在金纳米星粒子溶液中加入Na2S2O3,通过Au-S键的络合作用,在金纳米星粒子表面形成一层Au（S2O3）23-膜。加入Pb2+和2-ME后,Pb2+被还原为Pb0沉积在粒子表面催化2-ME溶解Au,致使金纳米星粒子被刻蚀。Pb2+浓度在0 μmol/L～10μmol/L范围内,随着Pb2+浓度的增加,溶液颜色由蓝绿色逐渐变为蓝紫色、红色、最后变为无色。当Pb2+浓度高于200pmol/L,肉眼就可以区分出颜色的变化。Pb2+浓度在2 pmol/L～1 μmol/L范围内时与最大UV-Vis吸收峰波长呈现良好的线性关系（R2=0.998）,检出限为0.6pmol/L。该方法简单、操作方便、灵敏度高、以及抗干扰能力强,对森林食品中铅含量具有很好的检测效果。金银纳米粒子的形貌结构对其传感器检测重金属的灵敏度起着重要作用。GNPs结构高度对称,局域表面等离子体共振（LSPR）依赖于GNPs粒径大小。GNRs的纵向结构与横向结构不同,LSPR取决于GNRs长径比。GNSs具有特殊的星形结构,其边缘和尖端的金原子具有较高的化学活性,LSPR主要取决于GNRs分支的数目和长度。因此,与GNPs、GNRs传感器相比,GNSs传感器具有更宽的检测范围和更高的检测灵敏度。
赵德志[2]（2021）在《螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究》文中指出近年来,随着矿业、电镀、制革等与金属相关工业的快速发展,大量含重金属的工业废弃物、工业污水通过各种途径进入生物圈内,引发了一系列环境问题。由于重金属无法被生物降解,且能通过生物链循环进入植物体、动物体,最终会危害人类健康。随着人们生活水平的提高和环保意识的增强,高效、简易、低成本的重金属污染物处理措施成为了研究热点。水泥基材料被广泛应用于含重金属固废的固化处理,但处理后的固化体存在体积稳定性差、重金属溶出等问题。螯合吸附纤维目前被广泛应用于含重金属废水的分离与处理,具有选择性强、吸附容量大等特点,鉴于纤维材料在土木工程领域也有广泛应用,本文通过化学方法将纤维材料改性制备螯合吸附纤维,使之实现对废水中重金属离子的有效吸附,并将螯合吸附纤维同水泥基材料共同用于固化重金属离子及含重金属固废,对固化体的力学性能、重金属浸出毒性等进行实验研究。具体研究内容包括:以工程领域常用的有机合成聚丙烯纤维和天然植物纤维素纤维作为基体材料,通过自由基聚合的方法,在纤维表面接枝丙烯腈,并优化实验条件,使丙烯腈接枝率分别达到了33.33%和92.18%;将接枝纤维同盐酸羟胺和二乙烯三胺反应,制备偕胺肟化、胺化改性的聚丙烯/纤维素基螯合纤维。改性后的聚丙烯纤维表面更粗糙、比表面积增大,而改性后的纤维素纤维表面被反应产物覆盖、比表面积有所下降;两类改性纤维表面都含有大量的偕胺肟基团和氨基基团,纤维亲水性明显增强,热稳定性有提升。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维用于同时吸附水溶液中的Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,讨论了溶液初始pH值、离子初始浓度以及吸附时间对改性纤维吸附性能的影响,研究了改性纤维的吸附稳定性和循环吸附性能,并通过吸附动力学、等温吸附曲线以及FT-IR、XPS等表征手段对吸附机理进行探讨。研究结果表明,制备的改性纤维对Cu2+、Pb2+、Zn2+的吸附容量高、吸附速率快,且吸附过程均为化学吸附,纤维表面功能基团中N、O能同三种离子发生螯合作用并形成稳定配位结构,而影响Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子竞争吸附的因素为离子亲和力、空间位阻效应及离子共价指数。相较于改性聚丙烯纤维,改性纤维素纤维对三种重金属离子的吸附效果更好,但20次吸附循环后的吸附量损失更大。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维和水泥共同用于固化Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,通过凝结时间、抗压强度、水化放热量和水化产物等测试分析,探讨重金属离子、改性纤维对水泥性能影响,并利用三种不同的浸出试验方法,探究纤维水泥复合材料对重金属离子的固化能力。研究结果表明,Cu2+、Pb2+、Zn2+会抑制水泥水化反应,导致水泥抗压强度降低、凝结时间延后,而掺入改性纤维可以有效弥补重金属离子对水泥水化的负面作用,且能通过双重稳定作用增强水泥对三种重金属离子的固化效果。此外,改性纤维还能提高水泥对甲基橙染料的吸附量,实现99%以上的吸附效率。基于改性纤维及其水泥基复合材料对重金属离子的良好吸附固化性能,将两种含重金属固废污泥和赤泥作为矿物掺合料掺入水泥,探究掺入不同种类改性纤维及不同污泥/赤泥取代率时固化体的抗压强度、重金属浸出毒性和化学形态分布。研究发现,提高污泥/赤泥取代量会降低固化体的抗压强度、提高固化体中处于可交换态、碳酸盐结合态重金属离子的相对含量,增大固化体中重金属离子的溶出量;在掺入不同种类的改性纤维后,固化体抗压强度提高、重金属浸出毒性明显降低,且处于残渣态、有机结合态以及铁/锰氧化物结合态的重金属离子相对含量明显提高。对污泥/赤泥固化体基质及滤液分别建立模型、评估环境风险,得到了不同取代量时固化体基质和滤液的环境风险变化规律,且掺入改性纤对降低污泥/赤泥固化体基体和滤液潜在环境风险具有积极作用。
许爽[3]（2021）在《基于对苯二胺的两种方酰胺的合成及其作为离子受体的应用》文中研究表明方酰胺类化合物因其特有的刚性、芳香性及氢键双向性被认为是优于脲（硫脲）类物质的氢键供（受）体,依托其结构中丰富的离子结合位点,可设计针对不同离子的传感器来实现离子特异性识别。本文通过方酸二酯与对苯二胺之间的缩合反应得到了两种方酰胺产物:3-（（4-氨基苯基）氨基）-4-（（4-（（4-氨基苯基）二氮烯）苯基）氨基）环丁-3-烯-1,2-二酮（记作SQ1）和聚（3-氨基-4-（苯基氨基）环丁-3-烯-1,2-二酮）（记作SQ2）。其中,SQ1为一分子方酸结合了三分子对苯二胺而形成的一种偶氮类方酰胺。实验证明SQ1具有特异性识别Ni2+的能力,响应灵敏、高效。通过紫外-可见滴定及Job’s Plot法探究了SQ1与Ni2+的作用模式,即通过1:1的化学计量比进行结合,检测限可达2.25μM。酸碱稳定性实验表明,酸性及强碱性条件下SQ1均会失活。SQ2则为链式缩合反应形成的方酰胺长链分子,再经分子间氢键作用捆绑、堆叠形成了棍状及片层两种形貌的自组装结构。研究表明:在DMSO中可以通过裸眼观察及光谱变化实现SQ2对OH-的特异性识别,检测限可达0.0794μM。但离子竞争性实验表明,识别会受H+的影响,通过H+的反滴定验证了该过程的可逆性。最后,研究了SQ2在水中的重金属截留能力。结果表明,SQ2对Pb2+有较好的吸附除杂效果。研究发现酸性条件下该离子截留性能大大降低;碱性条件下截留性能则随p H增加而下降。离子竞争性分离实验表明Fe2+对Pb2+的选择性除杂干扰最大。将SQ2与Fe3O4复合,进一步探究了不同复合量对Pb2+吸附能力的影响。结果表明,随着Fe3O4含量的增多,截留性能呈现先增强后减弱的趋势,当Fe3O4占比为33.33%时,截留效率达到最大,此时可以较协调地发挥出SQ2与Fe3O4两者的作用。
王靖[4]（2021）在《微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究》文中研究说明食品安全问题事关人类身体健康和经济发展,影响社会整体健康秩序的有序发展。食品中重金属污染作为一类普遍存在且影响危害大的食品安全问题,成为了威胁食品安全控制领域不可避免的隐患之一。重金属具有易于蓄积并难以降解的特性,可以伴随食物链的传递而对链顶端的人体健康造成巨大危害。因此对于食品重金属污染的安全控制,不应仅仅限于控制食品本身重金属元素的含量,更要求实现从食品源头到加工过程全方位流水线的全面监测和有效治理。根据“从农田到餐桌”的食品安全控制链思路,本文利用吸附技术,设计开发了几种具有微纳结构的重金属吸附剂,实现了包括颗粒吸附、膜吸附、固相萃取和电吸附反应体系下的吸附平台构建,并分别对相关吸附性能、吸附机理和应用价值进行探究。本论文的主要研究内容和研究结果如下:1.硫氮掺杂多孔生物炭的制备及其重金属吸附性能研究以食品水源中的重金属污染物为主要研究对象,将食品加工废料脱脂大豆豆渣与草酸钾（活化剂）和硫酸钙（硬模板）混合并通过一步热解法碳化,得到对重金属具有选择性吸附能力的硫氮掺杂多孔生物炭吸附剂。通过扫描电子显微镜、X射线光电子能谱和拉曼表征证明了该吸附剂具有分级多孔微米结构、硫氮元素的共掺杂和表面丰富的官能位点,使得该生物炭吸附剂对Pb2+、Cu2+和Ni2+表现出较高的亲和力和优良的吸附能力。吸附结果表明,该硫氮掺杂多孔生物炭吸附剂对重金属Pb2+、Ni2+和Cu2+的最大吸附量分别为619.23 mg g-1、1250.21 mg g-1和1356.62 mg g-1,且该吸附过程属于化学单层吸附。此外,由于硫氮元素的掺杂和金属纳米粒子的原位还原,吸附重金属后的生物炭可转化为具有出色催化活性的催化剂,可进一步用于有机污染物的催化降解和重金属铬的毒性降解。该硫氮掺杂多孔生物炭在集成选择性吸附和污染物催化净化方面显示出巨大的发展潜力,为保障食品水源安全和可持续发展提供研究基础,为有效利用食品加工废料提供新思路。2.水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备及其重金属分离应用研究针对食品样品分析中选择性分离目标物重金属的难题,本研究制备合成了水滑石/海藻酸复合水凝胶用于新型固相萃取柱填充物,实现了食品样品前处理过程中重金属铅离子的有效分离富集。这种新型的固相萃取柱结合了对重金属具有选择性吸附效果的水滑石纳米片,该水滑石/海藻酸复合水凝胶中的水滑石纳米片采用简单的水热合成法制备。根据路易斯软硬酸碱理论,由于该纳米片层间隙插层的硫化物阴离子,使其对Pb2+显示出高选择性,并能抵抗大量干扰离子的存在;通过将该水滑石纳米片与海藻酸水凝胶复合制作为固相萃取柱,可实现多种食品样品中重金属铅的简单、省时和高选择性的富集萃取,构建了一种具有良好吸附性能和较高分离富集效率的固相萃取平台,为食品检验关键步骤中的样品前处理提供合适的方法,同时保证检验质量和提高检验效率,具有良好的实际应用价值。3.基于水滑石的多级纳米吸附膜的制备及其对重金属吸附性能研究针对食品加工生产中痕量重金属污染造成的潜在威胁,以广泛应用于食品加工操作中的膜吸附技术为途径,将上述水滑石纳米片通过一锅水热法合成出具有微米花状多级结构的水滑石吸附膜。研究结果表明,对比层状和微米花状多级结构的水滑石吸附膜,流体吸附试验证明该吸附膜表面的微观结构对膜吸附效率产生显着影响;进一步的流体动力学模拟显示,随着膜表面结构的转变,界面处的流体运动状态从层流转变为湍流,这一改变可导致传质行为中的扩散方式由分子扩散转变为涡流扩散,进一步使得微米花状多级结构水滑石吸附膜可有效克服膜表面的传质阻力,有效提升78.3%的重金属去除效率。模拟水污染体系试验显示该多级结构纳米吸附膜可将水中的Pb2+和Cu2+含量有效降低至世界卫生组织饮用水标准水平之下。该研究为探索新型吸附膜在食品加工过程中的重金属污染控制提供了新的思路和技术手段。4.聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备及其在重金属吸附与电控脱附中的应用研究针对传统吸附剂繁琐的再生处理步骤和有限的再生能力,通过构建了一种类神经元结构的聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂实现了重金属离子的高效吸附和电化学介导的离子脱附,可作为一种具有吸附-脱附可逆循环的智能重金属吸附剂。结果表明该类神经元结构吸附剂不仅可以确保提高对重金属的吸附能力,其中对重金属Pb2+和Cr2O72-可分别达到526.31 mg g-1和525.01 mg g-1的吸附量,而且通过控制吸附剂材料表面官能团的氧化还原反应还可以改变吸附剂表面的吸附位点亲和状态,进而使得表面吸附的重金属发生脱附,从而无需繁琐的化学处理即可再生。该研究采用仿生策略,为开发智能重金属吸附剂提供设计思路,并有望作为提供水-食品-能源关系循环的智能吸附剂反应平台。
陈林枫[5]（2021）在《荧光传感器阵列的构建及其多目标检测性能研究》文中研究表明水环境中污染物种类多、浓度低、形态结构复杂,发展快速、灵敏、高通量的检测方法一直是水环境分析的技术难点。以阵列分析为基础的荧光传感器阵列采用了人工模拟嗅觉系统的传感模式,具有多通道信息同时获取、可快速区分复杂样品等优点,大幅度提高了分析效率和检测通量,为复杂水环境中污染物的高效分析提供了新的契机。本论文围绕环境中常见的氰化物、重金属离子、农残、多环芳烃四类污染物,针对性的发展了四种高效荧光传感器阵列,突破了阵列分析存在的量化能力不足、难以检测低化学活性物种等局限,成功建立了复杂水环境中多目标同时分析的新方法,为多元污染物种类与形态同时检测提供了新思路。本论文主要研究内容如下:1.发展了基于三苯胺的具有聚集诱导发光效应的超灵敏氰化物荧光传感器,结合颜色识别与阵列分析,构建了便携式的快速灵敏检测系统。该策略的最低检出限低至160 n M,远低于饮用水标准,优于同类荧光传感器。通过对响应机理的研究,认识到烯氰基的超强反应活性和表面活性剂的引入是超灵敏响的主要原因。该检测系统灵敏、准确,无需借助于大型仪器,具有应用于野外现场检测的潜力。2.发展了基于多联吡啶的超灵敏荧光传感器阵列,实现了对11种金属离子的准确识别和超灵敏定量。组成阵列的四种荧光传感器对不同金属离子表现出差异化的络合能力,可为多种重金属离子提供多样化的多通道信号输出。利用多通道信号,结合模式识别分析,准确检测了Fe2+、Fe3+、Co2+、Ni2+、Cu2+、Zn2+等11种电子构型和络合能力相似、易相互干扰的金属离子,以及金属离子多元混合物和不同形态的二元混合物,且检出限低至33.9 n M,优于同类阵列。在高通量、高分辨率判别的同时,还极大改善了常规荧光传感器阵列量化能力不足的缺陷。3.构建了由3种胆碱酯酶和4种硫代胆碱荧光传感器组成的多通道荧光传感器阵列农残检测系统,实现了对30种广泛使用的有机磷和氨基甲酸酯农药的高通量广谱检测,建立了类内聚集、类间分散的高离散性标准响应库。利用该数据库,不仅实现了未知实际污染样品中农残类别的快速确定,还能同时灵敏量化多种农残,检出限低至16 ppb,远低于环境中所允许的最大浓度,且检测效果与高效液相色谱法相当。4.通过调控激发和和发射波长,合成了4种超稳定的碳点/聚乙烯醇薄膜荧光传感器,并组建成可循环使用的薄膜传感器阵列,利用荧光内滤效应,成功实现了对16种典型的多环芳烃的准确快速检测。该阵列多达28个信号收集通道,可为每种多环芳烃提供了丰富的多样化信号,确保了多种多环芳烃的高通量识别与灵敏量化,最低检出限低至57 n M,远低于食品、水体中所允许的最大浓度。该系统的成功构建克服了其难以检测这类无化学活性污染物的不足,扩展了荧光传感器阵列的应用范围。
罗芳红[6]（2021）在《毛细管电泳耦合非接触电导检测用于中药材中有害元素和马兜铃酸A的检测》文中提出高效毛细管电泳（HPCE）是一种以毛细管为分离通道,高压直流电场为驱动力的液相分离技术,因其分离效率高、分析速度快、所需分析样本量少、分离模式多等优点成为近年来广泛利用的绿色分析技术之一。非接触电导检测器是一种通用型检测器,可以用来检测带电离子,例如无机离子、有机离子和生化物质等,随着近年来的发展,现已成功与毛细管电泳和高效液相色谱分析方法联用,而且受到了越来越多的关注。尤其在分析没有紫外吸收基团的物质时具有明显的优势,样品无需衍生化,可直接检测,且灵敏度很高。基于毛细管电泳的快速高效和非接触电导检测器结构简单,操作简便等优点,毛细管电泳非接触电导检测在快速分离检测方面展现出广阔的应用前景。中药材质量控制是中国中药行业发展的重点,也是难点,快速实现中药材中有害物质的检测,有着重要的现实意义。本工作中,基于我们实验室自搭建的毛细管电泳非接触电导检测系统对中药材中的重金属离子和中药材中的相关物质进行了快速分离检测,本论文主要分为以下四章:第一章:简要总结了毛细管电泳和电容耦合非接触电导检测（CE-C4D）的原理、特点和仪器优化的进展,并综述了CE-C4D在化学药物、中药及其制剂和生物药分析的应用。同时简要阐述了中药质量控制的重要性。第二章:建立了以β-丙氨酸（β-Ala）（保持稳定的离子强度）和乳酸（Lac）（提供背景电导率）为背景电解质（BGE）的毛细管电泳结合电容耦合非接触电导检测（CE-C4D）方法,实现了Mn2+、Cd2+、Co2+、Pb2+、Ni2+、Cu2+六种金属离子的分离检测。通过对BGE的组成和浓度、分离电压、进样方式以及其他分离条件的系统考察与优化,得到的最佳分离条件为:BGE浓度为30 mmol?L-1β-丙氨酸/乳酸（p H 3.71）,分离电压为16 k V。在此最优条件下,所有金属离子在不到6 min内成功分离。这六种金属离子在5-1500μmol?L-1的浓度范围内呈现良好的线性关系,相关系数（R2）>0.99,检测限（S/N=3）为2.35-5.44μmol?L-1,定量限（S/N=10）为7.65-18.13μmol?L-1。连续六次进样迁移时间和峰面积的相对标准偏差分别为0.48%-0.72%和3.44-8.77%。实际样品木香和广防己经检测只检测到Cu2+,其加标回收率分别为94.0%-98.3%,97.2%-101.1%。其余离子未检测到。实验结果表明,该方法分析速度快、灵敏度高、重复性好、结果稳定,且该方法操作过程简单为后续该体系用于中药材中重金属离子的分析奠定了基础。第三章:在上一个工作的基础上,建立了一种基于电化学富集联用毛细管电泳耦合非接触电导检测的方法用于分离检测中药材中的6种重金属离子。结果表明,在最优条件下(分离电压16 k V,BGE为30 mmol?L-1β-丙氨酸/乳酸,p H 3.71),采用电化学富集方法用于6种金属离子(Mn2+、Cd2+、Co2+、Pb2+、Ni2+、Cu2+)进行预处理,其富集倍数为2.57-12.95,检出限从2.35-5.44μmol?L-1下降到0.10-0.36μmol?L-1。该方法为药物中微量有害离子的检测提供了新的思路和途径。第四章:建立CE-C4D分析方法检测了中药材中的马兜铃酸A。马兜铃酸类成分是马兜铃药材中的一类特征性成分,具有抗肿瘤及增加吞噬细胞活性等作用,但是因其肾毒性问题,成为国内外关注的热点。本实验通过对分离条件的优化,在最优条件下(l0 mmol?L-1 Tris-citric acid（p H 8.50）缓冲溶液为BGE,分离电压为20 k V),结果表明,马兜铃酸A实现基线分离,实验结果表明,马兜铃酸A在0.02-0.33 mg?m L-1浓度范围内线性关系良好,相关系数（R2）=0.9989,相对标准偏差（n=6）为2.8%。加标回收率是92.40%-115.87%,实现了马兜铃酸的分离检测,并用于实际药材中马兜铃酸的含量测定,为马兜铃等中药材的质量控制提供方法。
孙大力[7]（2021）在《苯乙烯-马来酸酐共聚物及其微球对高浓度Pb2+的处理研究》文中研究表明重金属离子废水污染是最严重的环境问题之一。其中铅离子不仅对环境中的生物体有较大伤害,在人体中富集也会造成人体不可逆的损伤,所以工业废水中铅离子的排放有着严格的标准。吸附法因操作简单、吸附产物易与水样分离等优点在铅离子废水处理方法中有着广泛的应用,其中,高分子吸附剂是常用的吸附剂之一,许多吸附剂面对高浓度的铅离子废水处理时,往往不能将铅离子处理至国家排放标准（1mg/L）以下。为此,本文采用苯乙烯-马来酸酐共聚物对高浓度铅离子进行处理研究,苯乙烯-马来酸酐共聚物有着丰富的酸酐基团,酸酐基团在碱液水解下能生成羧酸根,羧酸根对重金属离子有着良好的吸附效果。本文从苯乙烯-马来酸酐共聚物配比、铅离子吸附工艺、改性苯乙烯-马来酸酐聚合物微球等几个方面研究铅离子的去除,旨在解决如何将高浓度铅离子经过较少步骤处理而达到国家排放标准。本论文研究主要分成四个部分。1)探究工艺条件对St:MAH=1:1 10wt%共聚物溶液处理初始浓度的1000mg/L铅离子的影响。结果表明共聚物溶液对1000mg/L铅离子有着良好的去除效果,最高可达96%左右,但共聚物用量不宜过多,过多的共聚物用量能导致聚合物链无法沉降,最终使去除效果不佳。p H、初始浓度、分级沉淀条件对1000mg/L铅离子的去除研究发现,最佳吸附p H应保持在7.0之间,过高的p H会引起Pb（OH）2沉淀,对最终结果测定不利,初始浓度在3000mg/L以上时会出现较为严重的凝胶效应,通过增加吸附时间、搅拌速率、改变聚合物溶液的加入方式可消除大部分凝胶,分级加入聚合物溶液量时,分多次加入共聚物溶液量会导致最终的去除率降低。通过使用吸附动力学模拟可知,共聚物St:MAH=1:1对铅离子的吸附符合准二级吸附动力学,说明在吸附过程中化学吸附是主要作用,且吸附在10min内可达到吸附平衡。通过Langmuir与Freundlich两种吸附等温模型模拟可知,吸附满足Freundlich等温吸附模型,说明在吸附过程中吸附为多分子层作用。2)实验证明,St:MAH=1:1 10wt%共聚物溶液无法将初始浓度的1000mg/L铅离子一步处理至1mg/L以下,为进一步降低铅离子的浓度,实验使用St:MAH=3:10.5wt%共聚物溶液进行处理初始浓度为50mg/L的铅离子。通过对共聚物制备引发剂用量、共聚物溶液用量、初始浓度等条件研究发现,共聚物制备时引发剂用量在1wt%时的共聚物对50mg/L铅离子去除效果最好,铅离子的去除率随着共聚物的用量出现先升高后降低的趋势,铅离子的初始浓度在20-100mg/L之间,共聚物St:MAH=3:1能将最终铅离子浓度降低至20-30mg/L之间。通过共聚物St:MAH=3:1对50mg/L的铅离子的吸附动力学与吸附等温线模拟可知,吸附可在10min达到吸附平衡,吸附满足准二级吸附动力学与Langmuir模型。3)第二部分实验表明,对于50mg/L的铅离子溶液,使用St:MAH=3:1 0.5wt%共聚物溶液无法达到预期效果,为此本章使用将苯乙烯马来酸酐进行改性将其制备成聚合物微球,聚合物微球进一步用于初始浓度为20mg/L铅离子的去除。确定了St:MMA:MAH=5:4:1.5的共聚物结构,将其使用溶剂挥发法制备微球。通过对微球的电导滴定知微球的羧基含量为3.26mmol/g。聚合物微球用量为10mg时,铅离子的最终浓度即可降低为1mg/L以下,继续增大聚合物微球的用量,铅离子的去除率可达99%以上,最终铅离子浓度降低至0.13mg/L。铅离子初始浓度在20-70mg/L之间,聚合物微球处理都可将铅离子浓度降低至1mg/L以下。聚合物微球在经历五次重复利用后,微球的吸附容量仍在95mg/g之上。通过对聚合物微球吸附铅离子的吸附动力学与吸附等温线模拟知,吸附满足准二级吸附动力学与Langmuir吸附等温模型,吸附在30min可达到吸附平衡。4)经过前三个部分的探索,发现对初始浓度为1000mg/L的铅离子溶液进行处理时,使用一步处理无法将铅离子剩余浓度处理至1mg/L以下。为此,建立了处理高浓度铅离子废水的联合工艺,联合工艺分两步走,先用共聚物溶液处理高浓度废水,再使用聚合物微球进行完全去除处理。该联合工艺具有操作简单、吸附容量高、处理快、出水水质好等优点,同时也有部分吸附剂不可重复使用而导致处理成本增加等缺点。将此联合工艺用于初始浓度为100-1000mg/L的铜离子溶液处理初步研究,结果表明,初始浓度为100-1000mg/L的铜离子经过联合工艺初步处理铜离子剩余浓度可降至0.5mg/L以下,去除率可高达99%以上。
刘娟[8]（2021）在《离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究》文中研究说明铅在工业中的需求量持续增加,随之而来的铅污染日益严重。研究高效含铅废水处理方法具有环境和经济双重效益。在课题组前期萃取凝胶膜（EGM）的研究基础上,本课题利用离子液体（IL）制备离子液体萃取凝胶膜（IL-EGM）并将其用于水中Pb2+的萃取分离。本文首先研究了3种离子液体1-丁基-3-甲基咪唑六氟磷酸盐（[Bmim][PF6]）、1-辛基-3-甲基咪唑六氟磷酸盐（[Omim][PF6]）和1-辛基-3-甲基咪唑四氟硼酸盐（[Omim][BF4]）在络合剂双硫腙存在的条件下分别对几种金属离子(Pb2+、Cd2+和Cu2+)的萃取性能,根据萃取效率选择[Bmim][PF6]作为本课题的萃取溶剂,Pb2+为目标金属离子。继而研究了双硫腙-[Bmim][PF6]萃取体系对水中Pb2+的萃取性能及反应条件。结果表明,在萃取温度为35℃、p H为6、络合剂双硫腙含量为0.72%、萃取体系与水相体积比为1:4的萃取条件下,该萃取体系对水中Pb2+的萃取率高达98.0%。Cu2+、Zn2+和Ni2+的共存对Pb2+的萃取率影响较小,该体系适用于Pb2+的选择性提取。在35℃下,采用1 mol·L-1 HNO3对负载萃取体系进行反萃,Pb2+反萃率可达97.0%。此外,还探讨了该萃取与反萃体系多次复用的传质效率变化趋势,发现三次萃取/反萃后该体系萃取率依然可达80.0%,反萃率为65.0%。其次,将双硫腙-[Bmim][PF6]加入凝胶反应体系,通过对PVDF基膜外表面涂覆的方式制备离子液体萃取凝胶膜（IL-EGM）,采用多种分析测试手段对制备的IL-EGM进行表征,并将其与PVDF基膜进行了对比。结果表明,双硫腙-Bmim[PF6]的加入不会影响凝胶的形成状态。通过纯水通量、接触角、AFM和SEM等多种分析测试方法对PVDF基膜及IL-EGM的结构、表面和断面形貌与性能进行了表征,证明了凝胶层是连续、致密、完整地覆盖在基膜表面,且具有良好的疏水性,能够很好的起到分隔两侧水相的作用。最后,通过双向逆流循环系统同步萃取与反萃实验分析IL-EGM的制备条件对成膜的萃取与反萃效率及传质稳定性能的影响。实验结果显示,当IL体积百分比为10%,双硫腙含量为5.8%,PDMS:TEOS:DBTL=10:2.0:0.2,涂覆时间为30 min时,IL-EGM对Pb2+萃取效率最高,6 h总萃取率为46.5%,总反萃率37.6%,通量衰减率为31.4%。
王凤侠[9]（2020）在《氮掺杂石墨烯量子点前躯体复合膜吸附处理废水中重金属离子的研究》文中研究表明新能源电池生产及产品回收过程中产生的含重金属离子的废水需经处理后排放。通过膜材料吸附废水中的金属离子,膜吸附法具有吸附速度快、效率高、设备投资小、操作简单等优点。回收重金属,能减少不可再生资源的开发,也减少了开发过程的污染。本课题探究的主要内容是氮掺杂石墨烯量子点（N-GQDs）前躯体的制备与表征,N-GQDs前驱体复合膜的制备与表征,膜材料对Cu2+、Co2+、Pb2+吸附的影响因素及吸附机理,膜材料上重金属离子的脱附及膜的循环使用情况。通过本课题的实验和研究,得出如下结论:（1）采用水热合成法,将柠檬酸（碳源）与尿素（氮源）在160℃,并保反应4 h,将反应后的液体在40℃下干燥,干燥后的固体即为N-GQDs前躯体粉末。该材料在365 nm下发出亮蓝色的荧光。在XRD表征图中在2θ为26.9°处有个大宽峰,对应石墨烯（002）的晶面衍射峰,说明制备的N-GQDs前躯体粉末具有石墨烯的结构。傅里叶变换红外光谱图（FTIR）与X射线光电子能谱图（XPS）结合共同分析。FTIR图中存在C=C、C-N、伯酰胺官能团等。与XPS结合分析,表明合成材料中存在C、N、O元素,C的存在形式是C=C键、C-C、C-O、C-N,其中N的存在形式为吡咯氮（Pyrrolic N）,O存在形式是C=O,为羧基或羰基。分析拉曼谱图,ID/IG值为0.89,表明该材料存在较多的边缘缺陷,具有较好的边缘效应。通过XRD、FTIR、XPS、Ramam的结果分析,成功的合成了N-GQDs前躯体材料。（2）采用溶胶凝胶法,聚乙烯醇（PVA）与戊二醛、硅烷偶联剂WD-51、N-GQDs前躯体粉末、正硅酸乙酯（TEOS）发生交联反应,形成有吸附功能的膜材料。经过探究,在实验中加入2 ml戊二醛和0.05 ml TEOS较为适宜。将N-GQDs前躯体粉末的加入量设置在0.1 g～0.5 g,WD-51的加入量设置在0.2ml～0.5 ml范围内,组成7种不同比例的膜材料。红外光谱图分析表明膜材料上引入了含有羟基、羧基、吡咯N、仲胺基、羰基,对重金属离子有络合吸附效果的官能团。热重（TGA）分析结果表明,N-GQDs前躯体的引入能提高膜材料聚合物分解阶段的温度,WD-51的加入能提高膜材料炭燃烧阶段热解温度。差示扫描量热仪（DSC）结果显示,N-GQDs前躯体的引入能降低材料的固化温度。SEM图显示膜材料吸附前后,表面无明显变化。EDS能谱图能看出,吸附后的膜材料出现了Cu、Co、Pb元素。对材料进行拉伸测试,结果表明N-GQDs前躯体的引入能增加膜材料的拉伸强度,降低膜材料的拉伸应变。（3）探究膜材料对Cu2+、Co2+、Pb2+吸附的影响因素,考查p H、时间、浓度、温度、震荡条件、多种混合离子存在下对吸附的影响。D膜对Cu2+和Co2+的吸附效果最好,饱和吸附量分别为9.8 mg/g、3.1 mg/g,离子去除率分别为86.3%、27.4%。A膜对Pb2+的吸附,吸附效果最好,饱和吸附量为8.3 mg/g,去除率为76.3%。pH为5时,A～G膜对Cu2+、Co2+、Pb2+的吸附效果较好。膜材料对Cu2+、Co2+、Pb2+的吸附,在8 h～12 h达到饱和。在吸附液浓度为10 mg/L～100 mg/L范围内,膜材料对Cu2+、Co2+、Pb2+的吸附量,随浓度的增大而增大,去除率随着浓度的增加而减小。温度的升高会使Cu2+、Co2+的吸附量缓慢增加,Pb2+的吸附量没有明显变化。在静态和震荡条件下,A～G膜对Cu2+、Co2+、Pb2+的吸附量相差不大。多种混合离子存在时,分析比较加入一种、三种、九种离子,吸附量随着离子种类的增多而减少。在九种离子共存的情况下,A～G膜对重金属子的吸附顺序为Cu2+>Co2+>Pb2+>Ni2+>Cd2+>Cr3+>Mn2+。（4）研究膜对Cu2+、Co2+、Pb2+吸附的机理。拟合准一阶动力学模型、二阶动力学模型,考查离子在膜材料上的吸附方式。结果表明Cu2+在A、B、C、D膜上的吸附以化学吸附为主,E、F、G膜对Cu2+的吸附主要为物理吸附。膜材料对Co2+的吸附以化学吸附为主。对Pb2+的吸附,A、B、C、D、F、G膜以化学吸附为主,E膜对Pb2+的吸附主要为物理吸附。通过颗粒内扩散模型的拟合,只有F膜对Cu2+的吸附、E膜对Pb2+的吸附符合颗粒内扩散模型。通过吸附等温Langmuir模型和Freundlich模型拟合,A、D、G膜对Cu2+的吸附、E膜对Co2+的吸附、B～G膜对Pb2+的吸附属多层吸附,其他为单层吸附。（5）选用0.2 mol/L的HCl、HNO3、EDTA-2Na作为解吸液,考查膜材料循环使用的情况。HCl、HNO3作为解吸液时,在第3次吸附时,吸附量均降低60%以上。选用EDTA-2Na作为解吸液,循环使用第10次,对的Cu2+吸附量降低13%,对Co2+的吸附量降低25%,对Pb2+的吸附量降低9%。EDTA-2Na作为解吸液,脱附效果较好。本课题采用溶胶凝胶法制备的膜材料,能有效的处理新能源电池废水中的Cu2+、Co2+、Pb2+离子。在废水中引入其他金属离子,膜材料对Cu2+、Co2+、Pb2+离子仍具有较好的吸附效果。经过10次吸附-解吸附循环处理过程,膜材料对重金属离子的吸附量没有明显下降。
范江[10]（2020）在《聚乙烯亚胺改性纤维素荧光材料的构筑与性能研究》文中研究说明重金属在工业、农业和人类活动等方面的污染问题日益凸显,给自然环境和人类生命安全造成严重危害。如在莱赛尔纤维的溶剂回收体系中,当铁离子浓度超过5 ppm时,可能会造成N-甲基吗啉-N-氧化物的剧烈分解并引起爆炸,因此,实现对铁离子的高效检测至关重要。针对金属离子检测材料存在的识别单元与铁离子之间的电子转移机制不明确等关键性问题,本论文采用低成本、绿色环保和生物相容性好等优势的纤维素或滤纸为基质,通过引入聚乙烯亚胺、氧化石墨烯和罗丹明6G等基团,增强纤维素材料与铁离子之间的配位能力,制得一系列聚乙烯亚胺（polyethyleneimine,PEI）改性纤维素铁离子探针,主要内容如下:（1）以微晶纤维素（microcrystalline cellulose,MCC）/聚乙烯亚胺/水杨醛（salicylaldehyde,SA）为原料,通过NaIO4氧化法和席夫碱反应,将C=N、O-H和N-H等基团锚定在MCC表面,制得优先识别Fe3+的传感器CE-PEI-SA。研究表明,氧化时间对双醛微晶纤维素（dialdehyde microcrystalline cellulose,DAC）中的醛基含量影响很大。DAC经聚乙烯亚胺/水杨醛改性后,破坏了原有的晶体结构,表面更加粗糙,且反应活性位点增多。CE-PEI-SA与Fe3+发生螯合反应后,混合体系在1分钟内从黄色变为黑褐色,荧光明显淬灭,说明CE-PEI-SA对Fe3+呈优异选择性和实现裸眼检测,且对Ca2+、Mg2+或Fe2+等金属离子具有明显抗干扰性。CE-PEI-SA在501 nm处的紫外吸收值与Fe3+浓度（4～20 ppm）呈良好的线性关系,检测限为0.01 ppm。此外,CE-PEI-SA对自来水和泳池水等真实水样中Fe3+的检测,均获得较好的回收率（97.22%～102.15%）和较低的相对标准偏差（小于3%）。密度泛函理论（density functional theory,DFT）计算说明,在CE-PEI结构中引入SA单元,会提高其的电子云密度和与Fe3+的反应活性。但是,CE-PEI-SA的颗粒相对较大,分散不均匀,与Fe3+的螯合过程仅发生在传感器的表面,对Fe3+的检测性能仍可提高,开发高分散性的纤维素传感器非常重要。（2）将氧化后的双醛纤维素纳米晶（dialdehyde cellulose nanocrystals,D-CNC）接枝改性罗丹明6G-聚乙烯亚胺,制得检测Fe3+的探针CNC-PEI-R6G。研究表明,氧化时间对D-CNC中的醛基含量影响很大。TEM测试表明,CNC、D-CNC和CNC-PEI-R6G呈棒状结构,在水中均具有较好分散性,改性后颗粒的长度有所降低。CNC-PEI-R6G与Fe3+作用后,混合溶液从无色变为粉红色,在530 nm处的紫外吸收明显增强,且在566 nm处发射明亮荧光,说明CNC-PEI-R6G可用于肉眼和荧光检测水中的Fe3+。CNC-PEI-R6G在566 nm处的荧光强度与Fe3+浓度（0～8 ppm）呈良好线性关系,检测限为0.03 ppm。此外,CNC-PEI-R6G也可用于检测自来水和泳池水等实际水样中的Fe3+,获得良好的回收率（97.00%～101.83%）和较低的相对标准偏差（0.99%～2.63%）。（3）为了探究更小尺寸的纤维素荧光探针对Fe3+的检测性能,以MCC为碳源,PEI为氮源,通过水热法制备氮掺杂碳点（nitrogen doped carbon dots,N-CDs）。研究表明,MCC与PEI的添加比对N-CDs的荧光量子产率影响很大。TEM和XPS测试表明,N-CDs 2为类球形结构,呈较宽尺寸分布1～9 nm,且表面含有丰富的-NH2和-OH等亲水性基团,使N-CDs 2具有良好水溶性。N-CDs 2呈依赖激发光波长（300～430 nm）发射的荧光性能,当激发波长为340 nm时,N-CDs 2在466 nm处发射最强荧光。溶剂、温度和pH对N-CDs 2的荧光强度影响很大,而紫外灯照射时间对其的影响较小。N-CDs 2与Fe3+作用后,荧光明显淬灭,淬灭程度达到82.84%;N-CDs 2的荧光强度与Fe3+浓度（0～14 ppm）呈良好线性关系,检测限为0.21 ppm。此外,N-CDs 2也可用于检测真实水样中的Fe3+,获得良好的回收率（98.25%～102.75%）和较低的相对标准偏差（小于3%）。荧光寿命测试表明,Fe3+淬灭N-CDs 2的过程可能属于静态荧光淬灭。（4）为了实现上述铁离子传感器的易携带和操作简便等特性,利用氧化石墨烯（graphene oxide,GO）/罗丹明6G-聚乙烯亚胺对滤纸（filterpaper,FP）进行物理改性,获得纸基传感器FP/GO/R6G-PEI,实现对水中Fe3+的选择性和定性检测。研究表明,滤纸经GO/R6G-PEI改性后,滤纸纤维之间的空隙尺寸明显减小,表面平整度提高;FP、FP/GO和FP/GO/R6G-PEI的结晶性能变化较小,白度值和透气度降低,拉伸强度增大。与Fe3+作用后,FP/GO/R6G-PEI从白色变为淡粉红色,且在566 nm处的荧光强度显着增强。以R6G-PEI中的（Structure 3）为简化模型,与Fe3+作用后的能级差0.53 eV明显小于Structure 3的能级差3.12 eV,说明Structure 3与Fe3+作用后的体系更稳定。本论文制备了多种新型纤维素荧光材料,不仅实现对水中Fe3+的高效检测,而且为纤维素材料的高值化利用提供了新思路。
二、Pb~(2+)、Co~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)混合液中Pb~(2+)的分离和测定（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、Pb~(2+)、Co~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)混合液中Pb~(2+)的分离和测定（论文提纲范文）
（1）金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略注解 |
| 1 绪论 |
| 1.1 森林食品概况 |
| 1.2 森林食品中重金属研究现状 |
| 1.3 森林食品中重金属检测技术研究进展 |
| 1.4 金银纳米材料的性质 |
| 1.5 金银纳米材料比色法检测重金属的机理及应用 |
| 1.5.1 金银纳米粒子聚集反应引起溶液颜色变化 |
| 1.5.2 金银纳米粒子解聚反应引起溶液颜色变化 |
| 1.5.3 基于刻蚀反应改变金银纳米粒子形貌引起溶液颜色变化 |
| 1.5.4 基于量子点和金银纳米粒子的比色检测 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 创新点 |
| 1.9 技术路线 |
| 2 基于类芬顿反应刻蚀金纳米星粒子构建高灵敏钴离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 材料表征 |
| 2.1.3 金纳米星粒子(GNSs)的制备 |
| 2.1.4 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的灵敏度 |
| 2.1.5 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的选择性 |
| 2.1.6 实际样品采集与检测 |
| 2.2 结果和讨论 |
| 2.2.1 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的可行性分析 |
| 2.2.2 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的机理 |
| 2.2.3 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)相关条件的优化 |
| 2.2.4 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的灵敏度 |
| 2.2.5 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的选择性 |
| 2.2.6 实际样品检测分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 基于银包金纳米星粒子刻蚀反应构建高灵敏铜离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 3.1.2 材料表征 |
| 3.1.3 银包金纳米星粒子(GNSs@Ag)的制备 |
| 3.1.4 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的灵敏度 |
| 3.1.5 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的选择性 |
| 3.1.6 实际样品检测 |
| 3.2 结果和讨论 |
| 3.2.1 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的可行性分析 |
| 3.2.2 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的机理 |
| 3.2.3 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的相关条件优化 |
| 3.2.4 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的灵敏度 |
| 3.2.5 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的选择性 |
| 3.2.6 实际样品检测分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 基于金纳米粒子聚集反应构建铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 4.1.2 材料表征 |
| 4.1.3 谷胱甘肽功能化金纳米粒子(GSH-GNPs)制备 |
| 4.1.4 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 4.1.5 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 4.1.6 实际样品检测 |
| 4.2 结果和讨论 |
| 4.2.1 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 4.2.2 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的机理 |
| 4.2.3 GSH-GNPs检测Pb~(2+)相关条件的优化 |
| 4.2.4 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 4.2.5 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 4.2.6 实际样品检测分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 基于金纳米棒刻蚀反应构建铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 5.1.2 材料表征 |
| 5.1.3 金纳米棒(GNRs)的制备 |
| 5.1.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 5.1.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 5.1.6 实际样品检测 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 5.2.2 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的机理 |
| 5.2.3 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)相关条件优化 |
| 5.2.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 5.2.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 5.2.6 实际样品检测分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 基于金纳米星粒子刻蚀反应构建高灵敏铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 6.1.2 材料表征 |
| 6.1.3 金纳米星(GNSs)的制备 |
| 6.1.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 6.1.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 6.1.6 实际样品检测 |
| 6.2 结果和讨论 |
| 6.2.1 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 6.2.2 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的机理 |
| 6.2.3 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)相关条件的优化 |
| 6.2.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 6.2.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 6.2.6 实际样品检测分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（2）螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.2 含重金属废水及固体废物处理现状 |
| 1.2.1 重金属废水处理现状 |
| 1.2.2 重金属固体废物处理现状 |
| 1.3 纤维吸附材料研究现状 |
| 1.4 国内外文献综述的简析 |
| 1.5 课题主要研究思路与内容 |
| 第2章 纤维改性及水溶液中重金属离子形态分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原材料及表征方法 |
| 2.2.1 原材料及实验仪器 |
| 2.2.2 表征方法 |
| 2.3 纤维改性方法与优化 |
| 2.3.1 聚丙烯纤维改性 |
| 2.3.2 纤维素纤维改性 |
| 2.4 改性聚丙烯纤维的表征 |
| 2.4.1 扫描电镜 |
| 2.4.2 傅立叶红外光谱 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱 |
| 2.4.4 热重及差示扫描量热 |
| 2.4.5 比表面积及表面能 |
| 2.5 改性纤维素纤维的表征 |
| 2.5.1 表面形貌 |
| 2.5.2 表面元素及官能团 |
| 2.5.3 热稳定性 |
| 2.5.4 比表面积及亲水性 |
| 2.6 溶液中重金属离子形态分布 |
| 2.6.1 溶液中Pb~(2+)的形态分布 |
| 2.6.2 溶液中Cu~(2+)的形态分布 |
| 2.6.3 溶液中Zn~(2+)的形态分布 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 改性纤维对水中重金属离子竞争吸附 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原材料及实验方法 |
| 3.2.1 原材料 |
| 3.2.2 吸附性能实验 |
| 3.2.3 循环吸附实验 |
| 3.2.4 吸附稳定性实验 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 改性聚丙烯纤维的吸附性能 |
| 3.3.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.3.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.3.4 等温吸附性能 |
| 3.3.5 循环吸附性能 |
| 3.3.6 吸附稳定性 |
| 3.3.7 吸附机理分析 |
| 3.4 改性纤维素纤维的吸附性能 |
| 3.4.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.4.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.4.3 吸附动力学 |
| 3.4.4 等温吸附性能 |
| 3.4.5 循环吸附性能 |
| 3.4.6 吸附稳定性 |
| 3.4.7 吸附机理分析 |
| 3.5 竞争吸附机理分析 |
| 3.6 吸附性能对比分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 纤维水泥复合材料的吸附固化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原材料及实验方法 |
| 4.2.1 原材料 |
| 4.2.2 试件成型与性能表征 |
| 4.2.3 重金属离子浸出实验 |
| 4.2.4 甲基橙吸附实验 |
| 4.3 重金属离子对纤维水泥复合材料性能影响 |
| 4.3.1 凝结时间 |
| 4.3.2 抗压强度 |
| 4.3.3 水化热 |
| 4.3.4 水化产物 |
| 4.4 纤维水泥复合材料对重金属离子的固化性能 |
| 4.4.1 水平震荡法 |
| 4.4.2 醋酸缓冲溶液法 |
| 4.4.3 TCLP法 |
| 4.4.4 固化机理 |
| 4.5 纤维水泥复合材料对甲基橙吸附性能 |
| 4.5.1 吸附动力学 |
| 4.5.2 吸附等温性能 |
| 4.5.3 潜在应用分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 改性纤维协同水泥固化污泥/赤泥中重金属离子 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 原材料及实验方法 |
| 5.2.1 原材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 污泥/赤泥固化体性能研究 |
| 5.3.1 抗压强度 |
| 5.3.2 重金属离子浸出毒性 |
| 5.3.3 重金属离子化学形态 |
| 5.4 潜在环境风险评估 |
| 5.4.1 基体评估 |
| 5.4.2 滤液评估 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得创新性成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）基于对苯二胺的两种方酰胺的合成及其作为离子受体的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 方酰胺的结构 |
| 1.3 方酰胺的物理及化学性质 |
| 1.4 方酰胺的合成 |
| 1.4.1 方酸的制备 |
| 1.4.2 方酰胺的制备 |
| 1.5 方酰胺及其衍生物的应用 |
| 1.5.1 有机催化 |
| 1.5.2 离子识别和转运 |
| 1.5.3 自组装及超分子化学 |
| 1.6 选题依据和主要研究内容 |
| 第2章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂、药品和仪器 |
| 2.1.1 试剂和药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 样品结构和形貌的表征及测试方法 |
| 2.2.1 傅立叶变换红外光谱(FTIR) |
| 2.2.2 质谱(MS) |
| 2.2.3 紫外-可见光谱(UV-vis) |
| 2.2.4 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.5 场发射扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3 样品的性能检测方法 |
| 2.3.1 酸碱稳定性测试 |
| 2.3.2 离子选择性及竞争性检测实验 |
| 2.3.3 离子滴定实验 |
| 2.3.4 检测限的计算 |
| 2.3.5 结合常数的计算 |
| 2.3.6 Job’s Plot确定结合化学计量比 |
| 2.3.7 材料离子吸附性能的测试 |
| 第3章 方酰胺(SQ1-2)的合成及SQ1的Ni~(2+)识别 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 SQ1 和SQ2 合成路线的确定 |
| 3.2.1 初始合成方案及离子筛选实验 |
| 3.2.2 催化剂及碱性的选择 |
| 3.2.3 反应时长对产率的影响 |
| 3.3 SQ1 的表征 |
| 3.3.1 SQ1 的质谱 |
| 3.3.2 SQ1 的红外光谱 |
| 3.3.3 SQ1 在不同溶剂中的紫外-可见吸收光谱 |
| 3.3.4 SQ1 合成机理的推断 |
| 3.4 SQ1 用于选择性离子检测 |
| 3.4.1 不同离子对SQ1 吸收光谱的影响 |
| 3.4.2 离子竞争实验 |
| 3.4.3 Ni~(2+)紫外-可见滴定实验 |
| 3.4.4 检测限的计算 |
| 3.4.5 结合常数的计算 |
| 3.4.6 酸碱稳定性测试 |
| 3.4.7 SQ1-Ni~(2+)络合比的确定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 聚合物SQ2在OH~-识别中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 SQ2 的表征及其酸碱稳定性测试 |
| 4.2.1 SQ2 的红外光谱 |
| 4.2.2 SQ2 的X射线衍射分析 |
| 4.2.3 SQ2 的扫描电镜 |
| 4.2.4 SQ2 在不同溶剂中的紫外-可见吸收光谱 |
| 4.2.5 SQ2 的酸碱稳定性测试 |
| 4.3 SQ2 识别OH~-的性能及其可逆性研究 |
| 4.3.1 阴离子筛选实验 |
| 4.3.2 不同阴离子对SQ2 吸收光谱的影响 |
| 4.3.3 离子竞争实验 |
| 4.3.4 OH~-紫外-可见滴定实验 |
| 4.3.5 检测限的计算 |
| 4.3.6 结合常数的计算 |
| 4.3.7 SQ2-OH~-识别过程的可逆性研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 SQ2 及其Fe_3O_4复合材料的离子截留性能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 SQ2 的选择性离子截留性能研究 |
| 5.2.1 SQ2 对多种金属离子的截留率计算 |
| 5.2.2 p H对SQ2 铅离子吸附性能的影响 |
| 5.2.3 竞争性离子分离实验 |
| 5.3 Fe_3O_4/SQ2 复合材料的制备及其Pb~(2+)截留性能 |
| 5.3.1 Fe_3O_4/SQ2 复合材料的制备 |
| 5.3.2 Fe_3O_4/SQ2 复合材料的红外光谱分析 |
| 5.3.3 Fe_3O_4/SQ2 复合材料的X射线衍射分析 |
| 5.3.4 Fe_3O_4/SQ2 复合材料的扫描电镜 |
| 5.3.5 Fe_3O_4/SQ2的Pb~(2+)截留性能研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
（4）微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 食品重金属污染现状 |
| 1.1.1 食品重金属污染概况 |
| 1.1.2 食品原料生产环境重金属污染 |
| 1.1.3 食品加工重金属污染 |
| 1.1.4 食品储藏重金属污染 |
| 1.2 重金属吸附技术概述 |
| 1.2.1 重金属颗粒吸附技术 |
| 1.2.2 重金属固定床柱吸附技术 |
| 1.2.3 重金属膜吸附技术 |
| 1.2.4 重金属电吸附技术 |
| 1.3 重金属离子纳米吸附剂研究进展 |
| 1.3.1 重金属纳米颗粒吸附剂 |
| 1.3.2 重金属纳米吸附膜 |
| 1.3.3 重金属固定床纳米柱吸附剂 |
| 1.3.4 重金属纳米电吸附剂 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 硫氮掺杂多孔生物炭的制备及其重金属吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 硫氮掺杂多孔生物炭的制备及表征 |
| 2.3.2 重金属选择性吸附性能 |
| 2.3.3 重金属吸附动力学分析 |
| 2.3.4 重金属吸附等温线分析 |
| 2.3.5 重金属吸附机理分析 |
| 2.3.6 硫氮掺杂多孔生物炭的循环利用 |
| 2.3.7 硫氮掺杂多孔生物炭的污染降解再利用 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备及其对重金属的吸附分离 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 水滑石吸附剂的制备和表征 |
| 3.3.2 重金属选择性吸附性能 |
| 3.3.3 重金属吸附动力学分析 |
| 3.3.4 重金属吸附等温线分析 |
| 3.3.5 重金属吸附机理 |
| 3.3.6 稳定性和重复使用能力 |
| 3.3.7 实际样品中重金属的吸附 |
| 3.3.8 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备和表征 |
| 3.3.9 重金属动态选择性吸附性能 |
| 3.3.10 固相萃取条件优化 |
| 3.3.11 干扰离子对水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的影响 |
| 3.3.12 固相萃取分析指标评价 |
| 3.3.13 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱于实际食品样品前处理 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于水滑石的多级吸附膜制备及其对重金属吸附性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同结构水滑石吸附膜的构建 |
| 4.3.2 水滑石多级吸附膜的表征 |
| 4.3.3 不同结构的水滑石吸附膜吸附性能 |
| 4.3.4 不同结构水滑石吸附膜流体动力学分析 |
| 4.3.5 水滑石多级吸附膜的动态吸附性能 |
| 4.3.6 水滑石多级吸附膜的水处理应用及稳定性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备及其重金属吸附与电控脱附 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备与表征 |
| 5.3.2 不同组分吸附剂的电化学表征 |
| 5.3.3 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的重金属吸附性能 |
| 5.3.4 重金属吸附机理 |
| 5.3.5 电控重金属脱附性能 |
| 5.3.6 重金属的吸附-脱附性能 |
| 5.3.7 重金属电控脱附机理 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新说明 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）荧光传感器阵列的构建及其多目标检测性能研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 光学传感器简介 |
| 1.2.1 荧光传感器 |
| 1.2.2 比色传感器 |
| 1.3 光学传感器阵列 |
| 1.3.1 光学传感器阵列的概念 |
| 1.3.2 传感器阵列的模式识别方法 |
| 1.3.3 光学传感器阵列的分类 |
| 1.4 荧光传感器阵列分类及其多目标检测应用 |
| 1.4.1 小分子荧光传感器阵列 |
| 1.4.2 纳米荧光传感器阵列 |
| 1.4.3 薄膜荧光传感器阵列 |
| 1.5 荧光传感器阵列的发展趋势 |
| 1.6 本论文的研究内容 |
| 第二章 基于三苯胺的荧光传感器阵列的构建与氰化物检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料及仪器 |
| 2.2.2 荧光传感器(DPA-DCV)合成与表征 |
| 2.2.3 阵列检测系统构建 |
| 2.2.4 氰化物的阵列分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 TPA-DCV的设计 |
| 2.3.2 TPA-DCV的溶剂化效应 |
| 2.3.3 TPA-DCV的聚集诱导发光效应 |
| 2.3.4 TPA-DCV对氰化物的响应及机理分析 |
| 2.3.5 阵列对氰化物的分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于多联吡啶的荧光传感器阵列的构建及多种金属离子的检测 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料及仪器 |
| 3.2.2 基于多联吡啶的荧光传感器的合成与表征 |
| 3.2.3 络合常数测定 |
| 3.2.4 阵列对金属离子的测定及实际样品测试 |
| 3.2.5 理论计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 荧光传感器阵列的合理构建 |
| 3.3.2 荧光响应机理分析 |
| 3.3.3 阵列对金属离子的判别 |
| 3.3.4 阵列对金属离子混合物的判别 |
| 3.3.5 阵列对金属离子的量化 |
| 3.3.6 阵列对实际样品分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于胆碱酯酶(ChE)的荧光传感器阵列的构建及多种农药的检测 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料及仪器 |
| 4.2.2 硫代胆碱(TCh)荧光传感器的合成与表征 |
| 4.2.3 TCh荧光传感器光学特征测试 |
| 4.2.4 ChE最佳剂量测试 |
| 4.2.5 阵列信号的收集及对农药的检测 |
| 4.2.6 环境样品中农残的检测与校准 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 基于ChEs的荧光传感器阵列的构建 |
| 4.3.2 TCh荧光传感器对农残的多样化响应 |
| 4.3.3 ChE对农残的多样化响应 |
| 4.3.4 荧光传感器阵列对农残的判别 |
| 4.3.5 荧光传感器阵列对农残的量化 |
| 4.3.6 实际样品分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于碳点(CDs)的薄膜荧光传感器阵列的构建及多种多环芳烃(PAHs)的检测 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料及仪器 |
| 5.2.2 多发射CDs的合成与表征 |
| 5.2.3 CDs荧光量子产率测试 |
| 5.2.4 CDs荧光薄膜的合成 |
| 5.2.5 阵列对PAHs的测试 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 阵列的合理构建 |
| 5.3.2 阵列对PAHs的多样化响应 |
| 5.3.3 阵列对PAHs的判别 |
| 5.3.4 阵列对PAHs的量化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 有机产物表征图 |
（6）毛细管电泳耦合非接触电导检测用于中药材中有害元素和马兜铃酸A的检测（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 毛细管电泳非接触电导检测法的原理 |
| 1.3 毛细管电泳非接触电导检测法的特点 |
| 1.4 毛细管电泳非接触电导检测法的发展 |
| 1.5 CEC~4D在药物分析的应用5 |
| 1.5.1 中药及中药制剂的质量控制 |
| 1.5.2 化学药品的质量控制 |
| 1.5.3 生物药物分析 |
| 1.6 本论文的研究内容和意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 CE-C~4D检测法中药材中的重金属离子的检测 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验前准备 |
| 2.2.4 对照品溶液的配置 |
| 2.3 实验条件的优化 |
| 2.3.1 不同背景缓冲液的考察 |
| 2.3.2 背景电解质溶液浓度的考察 |
| 2.3.3 不同Lac和β-丙氨酸浓度的考察 |
| 2.3.4 不同浓度添加剂PVP的考察 |
| 2.3.5 进样方式的考察 |
| 2.3.6 毛细管长度的考察 |
| 2.3.7 分离电压的选择 |
| 2.4 中药材的前处理方法对检测的影响 |
| 2.4.1 浸泡时间的考察 |
| 2.4.2 超声时间的考察 |
| 2.4.3 提取溶剂的选择 |
| 2.5 实验方法的验证 |
| 2.5.1 重现性、检出限和回归方程 |
| 2.5.2 加标回收率 |
| 2.6 讨论 |
| 参考文献 |
| 第三章 基于电化学富集联用毛细管电泳非接触电导用于重金属离子的检测 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 对照品溶液 |
| 3.2.4 供试品溶液 |
| 3.3 富集效率的考察 |
| 3.4 实际样品测定 |
| 3.4.1 HNO_3浓度的考察 |
| 3.4.2 重现性、检出限和回归方程 |
| 3.4.3 加标回收率 |
| 3.5 结论 |
| 参考文献 |
| 第四章 毛细管电泳非接触电导用于马兜铃酸A的检测 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.3 溶液的制备 |
| 4.3.1 缓冲溶液 |
| 4.3.2 对照品溶液 |
| 4.3.3 供试品溶液 |
| 4.4 实验条件 |
| 4.5 实验条件优化 |
| 4.5.1 缓冲溶液的考察 |
| 4.5.2 缓冲溶液pH值的选择 |
| 4.5.3 缓冲溶液离子强度的选择 |
| 4.5.4 进样方法的选择 |
| 4.5.5 分离电压的选择 |
| 4.6 实验结果与讨论 |
| 4.6.1 马兜铃酸A标准曲线的制备 |
| 4.6.2 重现性试验 |
| 4.6.3 加标回收试验 |
| 4.7 结论 |
| 参考文献 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 在学期间的研究成果 |
| 经费来源声明 |
| 致谢 |
（7）苯乙烯-马来酸酐共聚物及其微球对高浓度Pb2+的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属对生命体及环境的危害 |
| 1.2.1 铅、铜、镉的危害 |
| 1.2.2 汞、铬、镍的危害 |
| 1.3 重金属离子废水的处理 |
| 1.3.1 化学法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 高分子及复合材料作为重金属离子的吸附剂 |
| 1.4.1 含氨基或亚氨基及复合高分子材料 |
| 1.4.2 含酰胺基团及复合高分子材料 |
| 1.4.3 含羧基及复合高分子材料 |
| 1.4.4 含巯基及复合高分子材料 |
| 1.4.5 含磺酸基及复合高分子材料 |
| 1.4.6 天然高分子及复合材料 |
| 1.4.7 其他 |
| 1.5 苯乙烯-马来酸酐共聚物简介 |
| 1.6 论文设计思路及研究工作 |
| 1.6.1 设计思路 |
| 1.6.2 研究工作 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验药品及使用仪器 |
| 2.1.1 实验药品及规格 |
| 2.1.2 实验仪器及规格 |
| 2.2 吸附剂的合成 |
| 2.2.1 苯乙烯-马来酸酐共聚物的合成 |
| 2.2.2 聚合物微球的合成 |
| 2.3 吸附实验 |
| 2.3.1 共聚物吸附实验 |
| 2.3.2 聚合物微球吸附实验 |
| 2.4 吸附动力学及吸附等温线 |
| 2.4.1 共聚物溶液 |
| 2.4.2 聚合物微球 |
| 2.5 测试与表征 |
| 2.5.1 聚合物表征 |
| 2.5.2 铅离子浓度的测定 |
| 第三章 聚合物溶液对铅离子的处理 |
| 3.1 共聚物St:MAH=1:1 处理高浓度铅离子 |
| 3.1.1 共聚物的表征 |
| 3.1.2 不同配比的共聚物对吸附的影响 |
| 3.1.3 铅离子溶液初始p H对吸附的影响 |
| 3.1.4 共聚物用量对吸附的影响 |
| 3.1.5 铅离子初始浓度对吸附的影响 |
| 3.1.6 吸附中高浓度铅离子产生的凝胶效应的消除 |
| 3.1.7 分级沉淀对吸附的影响 |
| 3.1.8 吸附动力学 |
| 3.1.9 吸附等温线 |
| 3.2 共聚物St:MAH=3:1 对低浓度铅离子的处理 |
| 3.2.1 共聚物的红外表征 |
| 3.2.2 共聚物引发剂用量对吸附影响 |
| 3.2.3 共聚物用量对吸附的影响 |
| 3.2.4 铅离子初始浓度对吸附的影响 |
| 3.2.5 共聚物吸附动力学 |
| 3.2.6 共聚物吸附等温线 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 聚合物微球对铅离子的处理 |
| 4.1 聚合物微球的合成及表征 |
| 4.1.1 聚合物微球的合成的探索 |
| 4.1.2 聚合物微球红外表征 |
| 4.1.3 聚合物微球羧基含量测定 |
| 4.2 聚合物微球用量对吸附的影响 |
| 4.3 铅离子初始浓度对吸附影响 |
| 4.4 聚合物微球的吸附与脱附 |
| 4.5 吸附动力学 |
| 4.6 吸附等温线 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 联合工艺建立与用于其余重金属离子的处理初探 |
| 5.1 联合工艺的建立 |
| 5.2 用于铜离子的处理初探究 |
| 5.2.1 聚合物与聚合物微球预处理 |
| 5.2.2 联合工艺处理 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表论文及其奖项 |
（8）离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境污染问题 |
| 1.1.1 环境污染 |
| 1.1.2 重金属离子污染 |
| 1.1.3 铅 |
| 1.2 液膜技术 |
| 1.2.1 液膜技术概述 |
| 1.2.2 液膜技术分类 |
| 1.2.3 支撑液膜技术 |
| 1.3 离子液体 |
| 1.3.1 离子液体概述 |
| 1.3.2 离子液体的分类及制备 |
| 1.3.3 影响离子液体萃取金属离子性能的因素及应用 |
| 1.3.4 离子液体在支撑液膜中的应用 |
| 1.4 新型萃取凝胶膜 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器及药品 |
| 2.2 离子液体萃取实验 |
| 2.2.1 实验方法与装置 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 离子液体萃取凝胶膜(IL-EGM)的性能测试 |
| 2.3.1 IL-EGM的制备 |
| 2.3.2 IL-EGM的物理化学性能表征 |
| 2.3.3 IL-EGM对 Pb~(2+)的回收效率测试 |
| 第三章 离子液体对Pb~(2+)的提取性能研究 |
| 3.1 离子液体及目标金属离子的选择 |
| 3.2 络合剂含量对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.3 萃取温度对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.4 料液相pH值对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.5 萃取体系与水相体积比对Pb~(2+)萃取率的影响 |
| 3.6 干扰离子对Pb~(2+)萃取效率的影响 |
| 3.7 反萃剂筛选的影响 |
| 3.8 反萃剂浓度对反萃率的影响 |
| 3.9 反萃温度对反萃率的影响 |
| 3.10 萃取/反萃体系的重复利用 |
| 3.11 本章小结 |
| 第四章 离子液体萃取凝胶膜的制备及性能分析 |
| 4.1 离子液体的加入对凝胶形成的影响 |
| 4.2 离子液体萃取凝胶膜性能表征及分析 |
| 4.2.1 离子液体萃取凝胶膜连续性测试 |
| 4.2.2 离子液体萃取凝胶膜表面疏水性及粗糙度分析 |
| 4.2.3 离子液体萃取凝胶膜表面和断面形态分析 |
| 4.2.4 离子液体萃取凝胶膜表断面化学元素组成分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 离子液体萃取凝胶膜制备条件对Pb~(2+)回收效率的影响 |
| 5.1 IL体积百分比的影响 |
| 5.2 双硫腙含量的影响 |
| 5.3 交联剂TEOS含量的影响 |
| 5.4 涂覆时间的影响 |
| 5.5 存在问题初步分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参加科研情况 |
| 致谢 |
（9）氮掺杂石墨烯量子点前躯体复合膜吸附处理废水中重金属离子的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 废水中铜、钴、铅的来源及危害 |
| 1.2 新能源电池含重金属废水特点 |
| 1.3 处理废水中重金属离子的方法及研究现状 |
| 1.3.1 沉淀法 |
| 1.3.2 氧化还原法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 电解法 |
| 1.3.5 离子交换法 |
| 1.3.6 膜分离法 |
| 1.3.7 常用的方法比较 |
| 1.4 氮掺杂石墨烯量子点(N-GQDs)材料 |
| 1.4.1 N-GQDs的特点 |
| 1.4.2 N-GQDs的应用 |
| 1.5 选题目的及意义 |
| 1.5.1 选题目的 |
| 1.5.2 选题意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第2章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 测试与表征 |
| 2.3.1 紫外可见分光光度计 |
| 2.3.2 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.3.3 傅里叶变换红外光谱仪 |
| 2.3.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.5 激光共聚焦显微拉曼光谱仪(Raman) |
| 2.3.6 热重分析(TGA) |
| 2.3.7 差示扫描量热(DSC) |
| 2.3.8 冷场发射扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.9 能谱仪(EDS) |
| 2.3.10 拉伸压缩材料试验机 |
| 第3章 氮掺杂石墨烯量子点前驱体的制备及表征 |
| 3.1 材料的制备 |
| 3.1.1 氮掺杂石墨烯量子点(N-GQDs前躯体)前驱体制备步骤 |
| 3.1.2 N-GQDs前驱体制备示意图 |
| 3.2 材料的表征与分析 |
| 3.2.1 紫外可见分光光度法(UV) |
| 3.2.2 X射线衍射法(XRD) |
| 3.2.3 傅里叶变换红外光谱法(FTIR) |
| 3.2.4 激光共聚焦显微拉曼光谱法(Raman) |
| 3.2.5 X射线光电子能谱法(XPS) |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 氮掺杂石墨烯量子点前驱体复合膜的制备与表征 |
| 4.1 膜材料制备 |
| 4.1.1 膜材料制备原理示意图 |
| 4.1.2 膜材料制备步骤 |
| 4.1.3 膜材料制备方法探究 |
| 4.2 膜材料表征与分析 |
| 4.2.1 傅里叶变换红外光谱(FTIR) |
| 4.2.2 热重分析(TGA) |
| 4.2.3 差示扫描量热(DSC) |
| 4.2.4 冷场发射扫描电子显微镜(SEM) |
| 4.2.5 能谱仪(EDS) |
| 4.2.6 膜抗拉强度分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 复合膜对废水中铜、钴、铅的吸附及回收利用 |
| 5.1 吸附实验步骤 |
| 5.2 吸附实验结果 |
| 5.2.1 pH对 Cu~(2+)、Co~(2+)、Pb~(2+)吸附量的影响 |
| 5.2.2 时间对Cu~(2+)、Co~(2+)、Pb~(2+)吸附量的影响 |
| 5.2.3 浓度对Cu~(2+)、Co~(2+)、Pb~(2+)吸附量的影响 |
| 5.2.4 温度对Cu~(2+)、Co~(2+)、Pb~(2+)吸附量的影响 |
| 5.2.5 震荡对吸附的影响 |
| 5.2.6 多种混合离子存在时对膜吸附性能的影响 |
| 5.3 膜对重金属离子的吸附机理研究 |
| 5.3.1 动力学吸附模型 |
| 5.3.2 颗粒内扩散模型 |
| 5.3.3 吸附等温模型分析 |
| 5.4 解吸附及回收利用 |
| 5.4.1 选用盐酸解吸附 |
| 5.4.2 选用硝酸解吸附 |
| 5.4.3 选用乙二胺四乙酸二钠解吸附 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）聚乙烯亚胺改性纤维素荧光材料的构筑与性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属离子的危害和检测方法 |
| 1.2 金属离子荧光探针的研究进展 |
| 1.2.1 荧光染料类金属离子探针 |
| 1.2.2 金属纳米粒子类金属离子探针 |
| 1.2.3 金属有机框架类金属离子探针 |
| 1.3 纤维素基金属离子探针的研究进展 |
| 1.3.1 大尺寸粉末纤维素基金属离子探针 |
| 1.3.2 纳米尺寸纤维素基金属离子探针 |
| 1.3.3 纤维素基薄膜金属离子探针 |
| 1.4 聚乙烯亚胺改性纤维素基金属离子探针的研究进展 |
| 1.5 本课题的研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 课题的研究意义 |
| 1.5.2 课题的研究内容 |
| 2 聚乙烯亚胺/水杨醛改性微晶纤维素及其对Fe~(3+)的检测性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 原材料与仪器 |
| 2.2.2 CE-PEI-SA的制备方法 |
| 2.2.3 双醛微晶纤维素中醛基含量的测定 |
| 2.2.4 不同金属离子溶液的配制 |
| 2.2.5 测试与表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CE-PEI-SA的表面结构性能表征 |
| 2.3.2 CE-PEI-SA的检测性能分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 罗丹明6G-聚乙烯亚胺改性纤维素纳米晶及其对Fe~(3+)的检测性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 原材料与仪器 |
| 3.2.2 CNC-PEI-R6G的制备方法 |
| 3.2.3 双醛纤维素纳米晶中醛基含量的测定 |
| 3.2.4 不同金属离子溶液的配制 |
| 3.2.5 测试与表征方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CNC-PEI-R6G的表面结构性能表征 |
| 3.3.2 CNC-PEI-R6G的检测性能分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 氮掺杂碳量子点的制备及其对Fe~(3+)的检测性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 原材料与仪器 |
| 4.2.2 N-CDs的制备方法 |
| 4.2.3 不同金属离子溶液的配制 |
| 4.2.4 碳量子点水溶液的配制 |
| 4.2.5 测试与表征方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氮掺杂碳量子点N-CDs的荧光量子产率分析 |
| 4.3.2 N-CDs 2的表面结构性能表征 |
| 4.3.3 N-CDs 2的光学性能分析 |
| 4.3.4 影响N-CDs 2光学性能因素的研究 |
| 4.3.5 N-CDs 2的检测性能分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 氧化石墨烯/罗丹明6G-聚乙烯亚胺改性滤纸及其对Fe~(3+)的检测性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 原材料与仪器 |
| 5.2.2 FP/GO/R6G-PEI的制备方法 |
| 5.2.3 不同金属离子溶液的配制 |
| 5.2.4 测试与表征方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 纸基材料的表面结构性能表征 |
| 5.3.2 纸基材料的基础物理性能和力学性能分析 |
| 5.3.3 FP/GO/R6G-PEI的检测性能分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论、创新点及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的文章 |
四、Pb~(2+)、Co~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)混合液中Pb~(2+)的分离和测定（论文参考文献）
- [1]金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用[D]. 王素燕. 中南林业科技大学, 2021
- [2]螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究[D]. 赵德志. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]基于对苯二胺的两种方酰胺的合成及其作为离子受体的应用[D]. 许爽. 燕山大学, 2021(01)
- [4]微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究[D]. 王靖. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [5]荧光传感器阵列的构建及其多目标检测性能研究[D]. 陈林枫. 中国地质大学, 2021(02)
- [6]毛细管电泳耦合非接触电导检测用于中药材中有害元素和马兜铃酸A的检测[D]. 罗芳红. 兰州大学, 2021(09)
- [7]苯乙烯-马来酸酐共聚物及其微球对高浓度Pb2+的处理研究[D]. 孙大力. 昆明理工大学, 2021(01)
- [8]离子液体萃取凝胶膜的制备及其用于水中Pb2+去除的研究[D]. 刘娟. 天津工业大学, 2021(01)
- [9]氮掺杂石墨烯量子点前躯体复合膜吸附处理废水中重金属离子的研究[D]. 王凤侠. 合肥学院, 2020(02)
- [10]聚乙烯亚胺改性纤维素荧光材料的构筑与性能研究[D]. 范江. 陕西科技大学, 2020(05)