一、用ISE测定配合物稳定常数的研究(Ⅱ)（论文文献综述）
王培[1]（2020）在《天然有机质和水铁矿相互作用对有机质与重金属反应特性的影响 ——微观机制和理论模型》文中研究指明自然环境中,重金属的迁移性和生物可利用性取决于其化学形态,而重金属化学形态又受多种环境过程的影响。有机质（organic matter,OM）含有丰富的官能团和非均质的结合点位,水铁矿（ferrihydrite,Fh）具有大比表面积和高反应活性,两者均可通过吸附络合控制重金属的环境行为。一方面,环境中有机质和铁离子可能会在氧化还原界面沉淀在一起而形成有机质-水铁矿共沉淀复合物（OM-Fh）,这对于有机质、水铁矿以及重金属污染物的环境归趋都有着重要的影响;另一方面,有机质分子在矿物表面的分馏会导致有机质在矿物-水界面的分子组成产生明显差异并影响其反应活性。因此,从机理性和定量的角度理解有机质分子组成多样性和有机质在矿物表面的分子分馏如何影响有机质与重金属的反应特性,有助于发展预测环境中有机质和重金属行为的精确模型。主要取得的成果包括以下几个方面:（1）用竞争配体交换法（CLE）研究了 Ni从两种重要的代表性有机质（HA和FA）上释放的动力学,考虑了不同的Ni浓度、反应pH和离子强度,并用基于WHAM 7发展的机理性动力学模型对动力学数据进行分析。实验结果表明,Ni的释放速度受Ni浓度和反应pH的共同影响,并且从FA上释放的速度快于从HA上的释放速度。仅需优化两个模型拟合参数,动力学模型便可以很好的描述不同反应条件下的实验数据。优化参数为有机质AA-weak和AAB-weak点位的Ni释放速率系数（kd,AA-weak和kd,AAB-weak,单位为s-1）,对HA来说分别是4.39×10-3和9.08×10-4 s-1,对FA则分别是1.41×10-2和1.51×10-3 s-1。模型结果表明,不同的HA和FA结合点位在控制Ni释放速度上起着不同的作用,其中双齿结合点位和弱三齿结合点位的作用最显着。在高pH条件下,反吸附作用会明显影响整体Ni释放速度,而在低pH条件下影响则很小。（2）利用两种典型有机质（HA和FA）合成了有机质-水铁矿共沉淀复合物,HA-Fh和FA-Fh。采用球差校正扫描投射电子显微镜（Cs-STEM）、吸附批实验和动力学实验、以及同步辐射光谱（EXAFS）研究了有机质和水铁矿的相互作用机制及其对Ni与复合物反应的影响。纳米和亚纳米尺度下的Cs-STEM结果显示,有机质在水铁矿上有三类典型的分布形式,分别是水铁矿表面吸附态、有机质纳米颗粒聚集态、复合物团聚体中的微孔包覆态。结合吸附等温批实验和模型模拟,将有机质和水铁矿相互作用对Ni吸附的影响以有效浓度系数（fOM和fFh）的形式定量化,并用EXAFS结果验证了该方式的有效性。对于HA-Fh复合物来说,其fOM和fFh分别为0.56和0.69;对FA-Fh复合物来说则分别为0.86和0.88,该参数证明了有机质与水铁矿的相互作用会降低两者的有效结合点位从而减少Ni的吸附。本研究发展的整合WHAM 7和CD-MUSIC的动力学模型在考虑有机质和矿物相互作用的影响下,准确预测了Ni在复合物上的吸附-解吸动力学行为。模型还能够定量评价整个动力学反应过程中,Ni在有机质和水铁矿不同结合点位上的动态变化。（3）利用吸附批实验、傅立叶转换离子回旋共振质谱（FT-ICR-MS）和Cu滴定络合平衡实验,研究了 FA在水铁矿上的吸附分馏过程对FA分子组成及其Cu反应特性的影响。采用一系列的理论模型方法（WHAM、VSOMM、SPARC和LFER）构建了代表性的分子模型并定量分析了有机质分子与质子、Cu的结合特性。实验结果表明,FA分子中的酸性官能基团具有较大的Cu结合能力,并且也更容易被水铁矿选择性吸附。尽管FA的分子组成很复杂,但根据其与Cu结合能力的相关性可简化为三类代表性的分子组（group（+）、group（0）和group（-））,且每类分子组具有明显不同的化学特性以及不同的质子、Cu结合能力。更重要的是,研究发现,同一个分子组内的分子在吸附分馏中的表现相似,具有类似的分子属性。因此,利用VSOMM模型构建了简单分子模型（model（+）、model（0）和model（-））来代表FA中的三类分子组,并进一步根据其质子、Cu结合能力评估了三个分子模型的化学反应活性。结果表明,group（+）和group（0）中的分子同时含有许多羧基和酚羟基官能团,能在大多数环境中常见的pH下与Cu结合;而group（-）中的分子含有的则主要是酚羟基,但在酸性或中性pH下,作为Cu结合强点位的酚羟基却很难有效去质子化,与Cu结合较少。综上所述,论文从机理和定量角度研究了有机质和水铁矿相互作用对有机质反应特性的影响,阐明了有机质多点位,有机质-水铁矿共沉淀中各组分各点位以及有机质分子组成变化对重金属环境行为的影响,构建了分子模型来描述有机质的反应特性,发展了机理性动力学模型来描述复杂条件下的重金属环境行为。研究成果有助于加深对有机质-矿物-重金属多元反应体系的机理及定量认识,为发展预测有机质和重金属环境归趋的综合模型提供基础,指导环境修复和环境风险评价工作。
林冠豪[2]（2019）在《强化电还原/电氧化协同工艺去除水中重金属及有机物效能研究》文中研究表明重金属废水和难降解有机废水治理是当前工业废水领域的两个研究难点,重金属废水中含有难降解有机物时,这种废水的治理更加困难,除需要考虑重金属本身的去除外,还需要考虑有机物对去除效果造成的影响。含重金属难降解有机废水广泛存在于电镀、冶金、染料等废水中。本论文以Cu2+与难降解有机物磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）组成的Cu-SMX混合废水为目标物,采用钛钌网（Ru0/Ti）阴极电化学还原先去除Cu2+,后采用活性炭纤维（Activated carbon fibre,ACF）阴极电芬顿（electro-Fenton,EF）降解SMX。在此基础上,研究了 EF处理SMX的降解工艺,考察ACF界面反应机理,进而以强化矿化为目的,引入太阳光,利用太阳光电芬顿（Solarphotoelectro-Fenton,SPEF）工艺提高SMX的矿化率。主要成果如下:（1）电化学法同时去除混合废水中的Cu2+及SMX研究:以Ru02/Ti作阳极,ACF作阴极组成的一体式反应装置无法同时去除混合废水中的Cu2+及SMX,ACF作阴极无论是在高纯水体系中还是在SMX体系中,除铜率均很低,且不具有重复性,无法在去除Cu2+的同时通过EF实现SMX的降解。（2）电化学法先去除混合废水中Cu2+后降解SMX研究:确定了最佳除铜条件,即Ru02/Ti同时作阳极、阴极,初始Cu2+浓度为33～35mg L-1电流强度为0.12 A,初始pH=3.00,处理时间180min。在最佳条件下,可去除Cu-SMX废水中约95.0%的Cu2+,同时SMX的去除率约为22.3%,矿化率为8.2%。采用EF处理除铜后的废水,SMX在120 min内完全降解,TOC在360 min时去除率为66.1%。（3）EF法处理SMX的降解工艺研究:处理浓度为200mg L-1的SMX,最佳工艺条件为初始Fe2+浓度1.00 mM、初始pH=3.00、40mg-1-1 O2、电流强度为0.36 A。SMX在90min内降解完毕,降解行为符合准一级反应动力学,表观速率常数为 3.54 × 10-2 min-1,360 min 的 TOC 去除率为 64.7%。（4）ACF界面反应机理研究:比表面积更大的ACF能稳定产生浓度更高的H2O2。采用ACF阴极,电流强度为0.36A,初始pH=3.00的条件下,可产生浓度为1800～2000 μM的H202;Cu2+/Cu+可在ACF表面发生类芬顿反应（Cu-EF-like）产生·OH,刚好能弥补其对ACF堵塞带来·OH产量下降的不良影响。但Cu2+对ACF的堵塞是不可逆的,随着反应的进行,这种堵塞作用影响了 SMX在阴极表面的降解效果。（5）SPEF强化SMX矿化:与EF相比,SPEF处理SMX的效果更好,矿化电流效率更高,360 min的TOC去除率为77.1%,180 min即可达到EF最终的处理效果,总矿化率提高了 12.4%。SMX的浓度越高,TOC去除也越高,但同时剩余TOC含量也越高。采用UVA、UVC与EF联用组成的PEF工艺可代替SPEF,以避免室外天气对工艺造成的不利影响。图47幅,表15个,参考文献114篇。
谢晓丹[3]（2019）在《氧化石墨烯表面吸附态Pb（Ⅱ）在碱性环境中解吸附特征研究》文中提出铅（Pb）以其优良的化学稳定性和低廉的价格被广泛用于工业领域,由于重金属废水的不合理排放,造成水体和土壤污染,对有毒重金属的吸附去除是环境治理的关键问题。氧化石墨烯（Graphene Oxide,GO）因其表面和边缘含有的大量活性含氧官能团,如羟基（C—OH）、羧基（C—OOH）、羰基（C=O）和烷氧基（C—O—C）等,为水中多种污染物提供了活性吸附位点,尤其是对水中重金属离子表现出优异的吸附能力。GO表面附着有氧化碎片（Oxidation Debris,OD）,结构、性质类似于富里酸,在碱性条件下OD可从GO表面剥落。目前关于OD对GO吸附性能方面的研究较少,关于GO吸附重金属后进入地下水环境时被附Pb（Ⅱ）解吸释放的研究更为欠缺,深入研究氧化石墨烯的结构组成,了解OD在碱性条件下剥落对GO表面吸附态Pb（Ⅱ）迁移机制的影响有助于提高GO作为重金属离子吸附剂的环境稳定性。基于GO的环境应用和材料的构成特征,本文采用NaHCO3提供碱性环境,结合三维荧光光谱、红外光谱分析在碱度胁迫下GO表面含氧基团的变化、OD的剥落规律及吸附态Pb（Ⅱ）的解吸附特征,结合在碱性条件下释放Pb（Ⅱ）的存赋形态分析,讨论解吸附的Pb（Ⅱ）在模拟砂层中的迁移特征及影响因素。主要的研究结果如下:（1）氧化制备GO过程中产生的OD在GO吸附Pb（Ⅱ）中起到重要作用,通过拟二级动力学模型得到的吸附平衡时GO和OD对Pb（Ⅱ）的理论吸附容量分别为562.98 mg·L-1和2974.40 mg·L-1。（2）NaHCO3能诱发GO表面OD的剥落,碱浓度越大,OD剥离越彻底。OD剥落动力学过程非常缓慢,在20 h后达到平衡。80 h后浓度为0.01—1.0 mol·L-1的NaHCO3碱洗剥离下来的OD含量占GO总含量的1.57%—2.94%。（3）在饱和多孔介质中OD的沉积和迁移受溶液离子强度影响,离子强度从0.001 mol·L-1增加到0.1 mol·L-1,OD的回收率从95.67%降至70.14%。同时,OD具有比GO更高的迁移性能,作为载体会显着提高被附Pb（Ⅱ）在砂层中的传输效率,促进Pb（Ⅱ）的逃逸和释放。（4）被附Pb（Ⅱ）的GO吸附剂进入人工配制碱性地下水环境后,GO表面吸附态Pb（Ⅱ）随OD的剥落,有5.48%—23.45%以OD-Pb（Ⅱ）络合物的形式进入水相,并保持稳定的分散状态。OD-Pb（Ⅱ）的粒径仅为10 nm左右,因此提高了Pb（Ⅱ）在地层中的迁移能力,增加了GO-Pb（Ⅱ）进入自然水环境后的二次污染风险。
张婷,刘爽,管鹏,宋玉梅,潘佳钏,郭鹏然[4]（2019）在《薄膜扩散梯度技术在重金属生物有效态监测中的应用》文中指出重金属生物有效性是评估重金属元素迁移性、生物可利用性和生态影响的关键参数。薄膜扩散梯度技术（DGT）是一种原位被动采样技术,因其具有原位富集性、形态选择性,可提供被监测物质在监测时间段内的平均浓度等优点,可作为生物对重金属摄取的模拟替代物对环境介质中重金属的生物可利用度进行预测,已被广泛应用于环境介质中重金属生物有效性的测定。研究主要介绍了DGT技术的原理、组成和特点,评述了其近年来在水体、土壤、沉积物中重金属生物有效态应用方面的新进展,提出了DGT技术未来要提高抗生物污染能力及寻找可与DGT技术联用的相关技术的观点。
王卓发[5]（2018）在《金属盐—有机溶剂—水体系活度系数研究》文中研究指明随着经济社会的不断发展,对能源的需求越来越大,能源问题已经成为制约经济发展的一个重要因素,工业生产中存在着大量的余热,对于其中的低品位热能,传统技术很难对其回收利用,如何最高效的利用这部分资源正是我们所要解决的问题。为了提高对余热的利用率,课题组设计出了一种通过余热和浓度差来实现发电的新的“热-电”转换装置,这一转换装置对工作溶液的选取有一定的要求,影响比较大的因素主要有电导率,溶解度,活度系数,汽化潜热等等,本文主要进行活度系数方向的研究,在电导率研究的基础上,选取其中电导率表现相对良好的工作溶液,用电动势法测定其活度系数,并合理推算体系的渗透系数,标准迁移吉布斯自由能等参数。在实验的基础上得到以下结论:（1）在金属盐-水体系下,LiCl的活度系数表现最好,对于本文所研究的碱金属氯化物,活度系数随着阳离子半径的减小而增大（2）在金属盐-有机溶剂体系下,受介电常数和溶剂化作用的影响,各个工作的活度系数表现差于在水体系下的表现。（3）对于金属盐-有机溶剂-水体系,在有机溶剂为甲醇或乙醇的情况下,LiCl以及NaCl在体系中的活度系数随着有机溶剂的占比的提高而降低,说明在甲醇-水和乙醇-水体系下,活度系数的表现主要受到介电常数的影响。本文的实验结果可以为课题组“热-电”转换装置工作溶液的选取提供一定的参考,对于工质的选取,混合溶剂是一个很好的选择,可以进行各种配比体系下热力学特性和电化学特性的测量,站在整体的角度去分析各类混合溶液条件下热电循环装置的工作效率,寻求最佳的工作溶液。另外除了混合溶剂,还可以多尝试进行一下不同类型的混合溶质体系下的热力学特性和电化学特性研究。
邱建敏[6]（2018）在《基于核酸适配体的睾酮检测方法研究》文中认为睾酮是一种重要的环境内分泌干扰物,外源性睾酮进入哺乳动物生物体内之后能够打破其体内雌雄激素的稳态平衡,从而影响机体正常的生长发育,能够促进疾病甚至癌症的发生。目前,睾酮的检测主要集中于血清与尿液的检查,而在水环境中睾酮的检测研究较少。传统的睾酮检测方法虽然灵敏度较高、精度较好,但需要昂贵的检测仪器以及高素质操作人员,无法在保证精度情况下实现对睾酮的快速检测。本研究基于纳米金聚集的比色法技术,结合核酸适配体技术,开发出三种不同的快速检测水环境睾酮的方法,结论如下:（1）开发了一种基于高浓度盐离子聚集纳米金和睾酮特异性适配体的比色法检测睾酮的技术。高浓度盐离子可以打破分散纳米金颗粒的静电平衡,促使纳米金聚集。在最优检测条件下,检测睾酮的检测限为5.57 nM,检测线性范围为10002400 nM,对自来水的加标回收率为99.26104.29%。（2）开发了一种基于阳离子聚合物聚集纳米金和睾酮特异性适配体的比色法检测睾酮的技术。阳离子聚合物能够与适配体通过静电作用形成复合物,同时也能打破分散纳米颗粒的静电平衡,促使纳米金聚集。在最优检测条件下,该技术检测睾酮的检测限为2.3 nM,线性检测范围为2.27 nM1.8μM,对自来水的加标回收率为99.81105.04%。（3）开发了一种基于阳离子表面活性剂聚集纳米金和睾酮特异性适配体的比色法检测睾酮的技术。阳离子表面活性剂能够与适配体形成超分子复合物,同时也能破坏纳米金颗粒间的静电平衡,使其发生聚集。在最优检测条件下,该技术检测睾酮的检测限为1.91 nM,线性检测范围为1.91800 nM,对自来水的加标回收率为98.94102.66%。
杨巧玲[7]（2017）在《AZ镁合金在镁基电解液中的电化学行为与放电特性研究》文中认为镁/二氧化锰（Mg/MnO2）干电池具有寿命长、良好的容量保持率、工作温度宽和高热稳定性等特点。限制Mg/MnO2干电池开发和应用的瓶颈主要来自两个方面:一是镁负极材料在各种常见电解质组分中耐腐蚀性低,导致其负极利用率低;其二镁合金表面钝化膜的生长阻碍了离子和电子的传输,导致负极在放电期间产生电压滞后效应。为此,论文通过选择不同的镁基电解液以及添加剂来提高负极放电效率并改善滞后行为;同时采用扫描振动电极技术（SVET）对镁合金在不同电解液中的腐蚀行为进行原位实时监测,并对腐蚀机理进行初步探讨;完善电极表面模型,改进电压滞后曲线理论公式,提高与实验数据的拟合程度。（1）在传统电解液2 mol·L-1 Mg（ClO4）2中添加0.04 mol·L-1 NaHCO3可降低AZ31B镁合金的腐蚀速率并提高其耐蚀性和电化学活性,是改善Mg/MnO2一次电池中镁负极电压滞后行为的候选者之一。在浸泡16 d的情况下,电位降为可忽略的0.1 V左右。在以小电流密度(2.5 m A·cm-2)放电时,添加0.04 mol·L-1 NaHCO3后,负极利用效率可提高10%。由FT-IR和XPS分析结果可推测出:Mg（ClO4）2电解液中AZ31B镁电极表面腐蚀产物是含有MgO、Mg（OH）2、MgCO3和Mg（ClO4）2的混合物;当添加0.04 mol·L-1 NaHCO3后,表面膜中多出了（MgCO3）4·Mg（OH）2·4H2O成分。（2）比较AZ21、AZ31B和AZ63三种合金在2 mol·L-1Mg（NO3）2电解液中的耐蚀性、滞后行为和放电性能发现AZ31B镁合金兼具良好的耐蚀性和较高的耐蚀性以及较小的滞后时间,是用于Mg/MnO2一次电池最具潜力的负极材料。AZ21和AZ31B镁合金在复合电解液中以小电流密度(2.5 mA·cm-2)放电时,MgSO4对放电特性起主导作用,以大电流密度(50 m A·cm-2)放电时,Mg（NO3）2对放电特性起主导作用。AZ31B镁合金在MgSO4、Mg（NO3）2和MgSO4-Mg（NO3）2复合电解液中的归一化阻抗图表明镁合金在三种电解液中的腐蚀机理与浸泡时间无关。MgSO4对镁合金在复合电解液中的腐蚀起主导作用。（3）复合电解液(1.86 mol·L-1 Mg（NO3）2+0.14 mol·L-1 MgSO4+0.08 mol·L-1Na2WO4)是解决Mg/MnO2电池电压滞后问题既经济又有效的方法之一,有望取代传统的价高Mg（ClO4）2电解液。添加0.08 mol·L-1 Na2WO4,可有效提高AZ31B镁合金的耐蚀性和电化学活性。浸泡2 d后,电压滞后参数基本不随时间变化,滞后时间仅为0.3 s,约为空白电解液的七分之一。在以小电流密度(2.5 mA·cm-2)放电时,添加Na2WO4后负极的利用效率高达80%,提高了10%。由FT-IR和XPS分析结果可推测出:MgSO4-Mg（NO）3复合电解液中AZ31B镁电极表面腐蚀产物是含有MgO、Mg（OH）2、MgCO3、MgSO4和Mg（NO）3的混合物;当添加0.08 mol·L-1Na2WO4后,表面膜主要由MgO,Mg（OH）2,MgCO3和MgWO4组成。（4）SVET测试结果表明AZ31B镁合金在含与不含NaHCO3的Mg（ClO4）2电解液中的局部腐蚀行为的演变均受微阴极控制。浸泡8 h后,局部腐蚀速率达到稳定。HCO3-离子的存在并不改变镁合金在Mg（ClO4）2电解液中的腐蚀传播机理。AZ21和AZ31B镁合金在复合电解液中的局部腐蚀行为演变主要受NO3-离子的控制,而腐蚀速率受SO42-的控制,与EIS方法得到的结果相符。SEVT线扫描发现在每个具有较强阳极电流密度的位点都被强大的阴极所包围,实验结果阴极析氢模型一致。（5）引入膜电阻率f?和膜厚d在放电过程中随时间变化的模型,实现了对文献电压滞后曲线理论表达式的优化。当膜电阻率f?和膜厚d在放电过程中随时间的变化分别为瑞利分布函数和对数函数时,可对简化后的理论公式进行修正,并对实验数据的拟合程度可达R2=0.96左右,效果较好。
吴进保[8]（2014）在《基于离子印迹硅胶方法的土壤镉生物有效性模拟研究》文中认为随着国民经济的迅速发展,土壤重金属污染问题日益凸现,对生态环境、食品安全、人体健康、农业可持续发展造成严重危害,引起了广泛的社会关注。目前多以重金属总量作为土壤重金属污染评价基准,评价结果往往有背于实际情况,众多的研究成果表明,仅以土壤中重金属总量并不能很好地预测评估土壤重金属的生物有效性及其环境效应,更大程度上由其形态分布决定。形态不同,其产生的环境效应和生物效应也不同。众所周知,游离态的重金属与重金属的毒害作用有直接关系,目前能够直接提取土壤中游离态的重金属浓度的方法比较少见。因此,本文利用二乙烯三胺基丙基三甲氧基硅烷、3-硫氰基丙基三乙氧基硅烷具有对Cd2+有专性吸附作用的特性,以正硅酸乙酯为前驱体,应用印迹溶胶-凝胶法,制备了2种对镉离子有选择性吸附的功能化离子印迹硅胶材料,通过对其合成条件及方式进行分析,对其物理以及化学特性进行研究,表明离子印迹硅胶可以以试剂盒为载体对镉进行生物有效性预测。并与化学提取法、离子选择电极法等相比较,通过盆栽试验,考查不同影响因素下离子印迹硅胶测量土壤中重金属镉离子生物有效性的准确性,建立离子印迹硅胶测量技术评估土壤中重金属生物有效性的方法,主要结论如下：（1）按照印迹溶胶凝胶法,以镉离子为模板离子,以含有配位基团胺基和硫氰基的2种硅烷作为功能单体,通过配位作用结合形成螯合化合物,去除重金属离子获得了与金属离子相对应的具有三维孔穴结构的胺基功能化和硫氰基功能化印迹硅胶,形成的三维孔穴对重金属离子具有特异选择性；通过IR、SEM、TGA-DTA和N2吸附试验研究了2种功能化印迹硅胶的结构和性能。IR和TGA-DTA结果表明,功能化基团成功接枝到硅胶表面；SEM和N2吸附结果表明,所得到的功能化印迹硅胶表面粗糙,BET增大,通过印迹技术在硅胶表面确实形成了印迹空穴。利用静态吸附试验结果表明,硫氰基功能化和胺基功能化镉离子印迹硅胶材料的饱和吸附容量分别为72.8和77.2mg·g-1；2种印迹硅胶材料的pH值适用范围为4-8;2种印迹硅胶材料对镉离子20min就能达到吸附平衡；2种印迹硅胶材料对镉离子均有较好的选择性吸附能力；2种印迹硅胶材料对镉离子均有较好的再生能力,可以多次循环使用。吸附机理研究表明,硫氰基功能化镉离子印迹硅胶材料对Cd2+离子的吸附模型更符合Redlieh-Peterson吸附模型,胺基功能化镉离子印迹硅胶材料对Cd2+离子的吸附模型更符合Langmuir吸附模型；吸附动力学研究表明,准二级动力学方程对2种镉离子印迹硅胶材吸附Cd2+离子的动力拟合最佳；吸附热力学研究表明,2种镉离子印迹硅胶材的△G°均为负值,说明Cd2+离子的吸附的过程是自发过程,△H°均为正值,Cd2+的吸附过程是吸热的,升高温度有助于吸附的进行,△S°均为正值,显示该过程为熵增过程,混乱度是增加的。（2）以不同孔径的PES膜作为扩散膜,以试剂盒为载体分别以硫氰基功能化和胺基功能化镉离子印迹硅胶作为结合膜,经筛选,Cd2+离子在0.22μm的PES膜中扩散系数比在0.45μm的PES膜中扩散系数小一个数量级,0.22μm的PES膜可以起到控制Cd2+离子扩散的作用,故采用0.22μm的PES膜作为离子印迹硅胶试剂盒的扩散膜；当印迹硅胶与预凝胶溶液的固液比为4g/40mL时,结合膜凝胶对Cd2+离子吸附量达到最佳。（3）在0.01mol·L-1NaNO3溶液中,胺基离子印迹硅胶试剂盒能够准确的提取水溶液中游离镉离子的浓度；而硫氰基离子印迹硅胶试剂盒的提取值则偏低；在含有不同量EDTA的Cd2+溶液中,胺基离子印迹硅胶试剂盒仍然可以准确的定量提取水溶液中游离镉离子的浓度,其提取值与溶液中游离镉离子的理论值之间没有显着性的差异；而硫氰基离子印迹硅胶试剂盒所得到的提取值明显小于理论值,上述结果进一步表明,胺基离子印迹硅胶试剂盒可以准确的提取溶液中游离Cd2+离子的浓度,硫氰基离子印迹硅胶试剂盒的提取值偏低,不能用于定量提取溶液中游离Cd2+离子的浓度；当溶液的pH值在5-8、离子强度在0.005-0.1m01·L-1之间变化时,pH值和离子强度将不会影响胺基离子印迹硅胶试剂盒对溶液中游离Cd2+离子的准确提取；比较了胺基离子印迹硅胶试剂盒和Cd-ISE对在不同水样中游离Cd2+离子的测量,结果表明,胺基离子印迹硅胶试剂盒和Cd-ISE对游离Cd2+离子的测量是等效的,而胺基离子印迹硅胶试剂盒的检出浓度低于Cd-ISE,其灵敏度高于Cd-ISE.（4）将胺基离子印迹硅胶试剂盒应用于提取土壤中游离Cd2+离子,结果表明,在5个含有不同水平Cd2+离子的土壤中,胺基离子印迹硅胶试剂盒和Cd-ISE对游离Cd2+离子的测量是等效的；当土壤含水量在80-150%范围内时,胺基离子印迹硅胶试剂盒提取土壤游离态Cd2+的准确性不受影响；胺基离子印迹硅胶试剂盒提取游离态Cd2+受到土壤pH值强烈的影响,所提取游离态Cd2+的浓度随着土壤pH值降低而升高；与土壤溶液和MgCl2提取法相比较,离子印迹硅胶提取的游离态镉含量与黑麦草吸收金属含量的相关性明显优于其它的形态分析方法。结果表明,胺基离子印迹硅胶试剂盒能够成为一种提取土壤中游离态Cd2+的新方法,其预测土壤中镉生物有效性可行并且有效。综上,离子印迹硅胶能够成为一种定量提取土壤中游离态Cd2+离子的新工具,为评估重金属的环境与健康风险提供有力的技术支持。
李宁宁[9]（2014）在《以含氮氧等新型有机化合物为载体的离子选择性电极的研究》文中提出本论文由三部分组成：1.合成了3-（2-羟基苯亚甲基氨基）-4-氨基噻吩并〔2，3-b〕噻吩-2，5-二甲酸乙酯配合物，并以此配体作为载体研制了一种新的PVC膜铬离子选择性电极，通过电极膜组分的优化，得到了使电极具有最优性能的最佳电极膜组成比例。对电极的响应性能分析结果表明：该铬离子选择性电极可以在1.0×10-9～1.0×10-3mol/L的线性范围内对铬离子产生响应，响应斜率为20.27mV decade，检测下限可达到8.9×10-10mol/L，选择性好，抗干扰能力强，可在一定的pH范围及一定乙醇含量的水溶液中使用。该电极可作为电位滴定铬离子的指示电极，并可用于茶叶等实际样品中铬离子含量的测定。2.以4-（2-苯基-1氢-咪唑并〔4，5-f〕〔1，10〕菲啰啉）苯酚作为活性物质研制了一种新的PVC膜铝离子选择性电极。该电极经膜组分的优化后，响应斜率为18.83mV decade，检测范围为1.0×10-7～1.0×10-3mol/L，检测下限可达到8.3×10-8mol/L，响应时间均在18s以内。经测试对铝离子选择性好，抗干扰能力较强。可在一定的pH范围及一定乙醇含量的水溶液中使用。并且该电极可作为电位滴定铝离子的指示电极，可用于自来水等实际样品中铝离子含量的测定。3.以4-（2-苯基-1氢-咪唑并〔4，5-f〕〔1，10〕菲啰啉）苯甲酸作为载体研制了一种新的PVC膜铋离子选择性电极并对其电极膜组分进行了优化。该电极响应斜率为20.33mV decade，检测范围为1.0×10-7～1.0×10-3mol/L，检测下限可达到7.4×10-8mol/L，对铋离子选择性好，抗干扰能力较强。可在一定的pH范围及一定乙醇含量的水溶液中使用。并且该电极可作为电位滴定铋离子的指示电极，可用于复方铝酸铋药片等实际样品中铋离子含量的测定。
张雅文[10]（2014）在《基于新型探针和高分子复合材料的传感技术研究及应用》文中提出稀土元素表现具有独特的光学性质,它可以通过光子的上转换过程将近红外长波长的激发光转换为短波长的可见光。上转换发光有许多优点,如低的自发荧光（无背景光）,大的反斯托克位移,窄的发射带,高的光穿透性和时间分辨等。因此,上转换纳米材料可以提高荧光检测方法的选择性和灵敏度。我们主要研究上转换纳米材料的合成,化学改性以及在生物分析方面的应用。载体型化学传感器在生化分析中具有广泛应用,但它存在诸多缺陷,如灵敏度低,生物相容性差等,目前主要通过高分子修饰进行改性。我们的工作主要有以下四个方面：（1）将上转换纳米材料NaYF4:Er,Yb和显色离子载体ETH 5294与憎水性的高分子材料结合,得到了基于离子交换原理的光学传感膜,并测定了氯离子的浓度。实验结果表明该光学传感膜具有很好的稳定性和灵敏度,在生物医学分析方面具有良好的发展前景。（2）通过对立方形上转换纳米材料NaYF4:Er,Yb进行表面修饰,使其水溶性及生物兼容性大大提高。随后将其与多肽分子及荧光染料结合得到了一种新型免疫分析传感器。该传感器以上转换纳米材料做给体,罗丹明荧光染料做受体,通过改变中间连接蛋白的种类来实现免疫检测。（3）设计并制备了一种基于MMA-BA高分子聚合物和碳纳米复合材料的固接离子选择性电极,并检测了水中的Pb2+含量。该电极检测限低,稳定性高,在实际水样的检测中具有较高的应用价值。（4）合成了一种新型近红外荧光探针8-硝基苯-3,5-二哌啶-BODIPY （NPBDP）。研究表明该探针选择性高,生物毒性小,抗pH干扰能力强,光学性质稳定,可应用于细胞内脂滴的荧光检测和成像分析。
二、用ISE测定配合物稳定常数的研究(Ⅱ)（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、用ISE测定配合物稳定常数的研究(Ⅱ)（论文提纲范文）
（1）天然有机质和水铁矿相互作用对有机质与重金属反应特性的影响 ——微观机制和理论模型（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 有机质和矿物对重金属环境行为的影响 |
| 1.2.1 有机质来源、性质及表征 |
| 1.2.2 有机质与重金属的络合平衡及分析方法 |
| 1.2.3 有机质与重金属的释放动力学 |
| 1.2.4 矿物与重金属的相互作用 |
| 1.3 有机质与矿物相互作用及对金属环境行为的影响 |
| 1.3.1 有机质-矿物复合物对重金属的吸附 |
| 1.3.2 有机质在矿物表面的吸附分馏及其对络合重金属的影响 |
| 1.4 本研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 有机质-重金属的释放动力学行为及模型研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 化学试剂和储备液配制 |
| 2.2.2 竞争配体交换实验(CLE) |
| 2.3 模型方法 |
| 2.3.1 WHAM7 模型对Ni与 HA/FA络合平衡的描述 |
| 2.3.2 Ni从有机质上释放的动力学模型 |
| 2.3.3 动力学模型拟合 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 基于WHAM7 预测的Ni在有机质不同结合点位上的平衡分布 |
| 2.4.2 Ni从 HA或 FA上释放的动力学行为及模型模拟 |
| 2.4.3 不同HA/FA结合位点上Ni分布的动态变化 |
| 2.4.4 影响Ni从 HA/FA释放速度的因素 |
| 2.5 本章小结与展望 |
| 第三章 有机质-水铁矿相互作用对重金属吸附解吸动力学的影响及模型研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 水铁矿和OM-Fh共沉淀复合物的合成 |
| 3.2.2 吸附等温批实验 |
| 3.2.3 吸附-解吸动力学实验 |
| 3.2.4 球差校正扫描透射电镜表征(Cs-STEM) |
| 3.2.5 同步辐射光谱表征(EXAFS) |
| 3.3 模型方法 |
| 3.3.1 重金属与OM-Fh复合物的平衡模型 |
| 3.3.2 Ni与 OM-Fh复合物的吸附批实验平衡模型计算 |
| 3.3.3 Ni在 OM-Fh复合物上的吸附解吸动力学模型 |
| 3.4 .结果与讨论 |
| 3.4.1 OM-Fh复合物吸附Ni之前的形貌和C元素分布 |
| 3.4.2 OM-Fh复合物吸附Ni之后Ni元素和C元素分布 |
| 3.4.3 Ni与 Fh、OM-Fh复合物的吸附等温线和平衡模型 |
| 3.4.4 利用模型和EXAFS分析OM-Fh复合物吸附Ni的形态分布 |
| 3.4.5 Ni在水铁矿和OM-Fh复合物上的吸附解吸动力学及预测模型 |
| 3.4.6 有机质和水铁矿不同结合点位在动力学反应中的作用 |
| 3.4.7 模型评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 有机质分子分馏对重金属结合能力的影响及模型预测 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 有机质和水铁矿的准备 |
| 4.2.2 FA在水铁矿上的吸附分馏 |
| 4.2.3 吸附分馏前后有机质的Cu滴定实验及模型拟合 |
| 4.2.4 FT-ICR-MS测试及数据分析 |
| 4.2.5 分子模型构建与化学反应特性预测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 FA在水铁矿上的吸附及光谱性质变化 |
| 4.3.2 吸附分馏前后FA样品的分子组成变化 |
| 4.3.3 吸附分馏前后FA样品的Cu络合能力变化 |
| 4.3.4 FA与Cu络合能力的分子关联 |
| 4.3.5 FA组成和反应活性的分子模拟 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（2）强化电还原/电氧化协同工艺去除水中重金属及有机物效能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 含重金属离子的难降解有机废水的来源及危害 |
| 1.2.1 含重金属离子难降解有机废水的来源 |
| 1.2.2 含重金属离子的难降解有机废水的危害 |
| 1.3 重金属废水的处理工艺 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.3.4 难降解有机废水的处理工艺 |
| 1.4 电化学处理工艺 |
| 1.4.1 电絮凝技术 |
| 1.4.2 电渗析技术 |
| 1.4.3 电化学还原技术 |
| 1.4.4 电化学高级氧化技术 |
| 1.5 含铜-难降解有机废水的处理 |
| 1.5.1 重金属与抗生素络合情况 |
| 1.5.2 磺胺甲恶唑的理化特性及其处理工艺 |
| 1.6 研究目的、主要研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 试验材料及分析方法 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.1 实验药品及材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 分析方法 |
| 3 电化学还原/氧化协同去除废水中重金属及有机物 |
| 3.1 电化学法同时去除废水中重金属及有机物方法研究 |
| 3.1.1 ACF阴极电化学还原法除铜效果 |
| 3.1.2 ACF阴极电化学氧化法降解SMX效果 |
| 3.2 电化学法先去除重金属后降解有机物方法研究 |
| 3.2.1 RuO_2/Ti阴极电化学除铜效果 |
| 3.2.2 RuO_2/Ti阴极电化学体系降解SMX效果 |
| 3.2.3 RuO_2/Ti阴极还原法除铜后ACF阴极电芬顿法降解SMX |
| 3.3 本章小结 |
| 4 电芬顿法处理含SMX废水及其反应机理研究 |
| 4.1 电芬顿处理SMX废水 |
| 4.1.1 Fe~(2+)浓度对电芬顿处理SMX废水的影响 |
| 4.1.2 电流强度对电芬顿处理SMX废水的影响 |
| 4.1.3 pH对电芬顿处理SMX废水的影响 |
| 4.2 ACF表面性质 |
| 4.3 ACF界面还原H_2O_2机理研究 |
| 4.3.1 电流强度对H_2O_2产量的影响 |
| 4.3.2 pH对H_2O_2产量的影响 |
| 4.3.3 电/类电芬顿条件下H_2O_2的产量变化 |
| 4.4 ACF界面产·OH机理研究 |
| 4.4.1 Cu~(2+)/Cu~+类电芬顿产·OH |
| 4.4.2 Fe~(2+)/Fe~(3+)电芬顿产·OH |
| 4.5 本章小结 |
| 5 太阳光电芬顿过程强化降解SMX研究 |
| 5.1 不同电化学过程对SMX的降解比较 |
| 5.2 光电芬顿对SMX的降解 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士/博士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（3）氧化石墨烯表面吸附态Pb（Ⅱ）在碱性环境中解吸附特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 铅污染概述 |
| 1.1.1 铅污染来源 |
| 1.1.2 铅污染现状及危害 |
| 1.1.3 铅污染的处理方法 |
| 1.1.4 铅的存在形态 |
| 1.1.5 胶体对重金属迁移的影响 |
| 1.2 氧化石墨烯概述 |
| 1.2.1 氧化石墨烯的性质 |
| 1.2.2 氧化石墨烯的制备方法 |
| 1.2.3 氧化石墨烯的二元结构模型 |
| 1.2.4 氧化碎片的性质 |
| 1.3 氧化石墨烯吸附和解吸附重金属离子 |
| 1.3.1 氧化石墨烯对重金属离子的吸附作用 |
| 1.3.2 重金属离子的解吸附 |
| 1.4 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、设备与实验主要溶液 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验主要溶液 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 GO的制备 |
| 2.2.2 氧化碎片(OD)的分离 |
| 2.2.3 GO-Pb(Ⅱ)的制备 |
| 2.3 样品表征分析测定方法 |
| 2.3.1 傅里叶变换红外光谱(FTIR) |
| 2.3.2 透射电镜(TEM) |
| 2.3.3 X射线衍射(XRD) |
| 2.3.4 三维荧光光谱(3DEEM) |
| 2.3.5 离子选择电极(ISE) |
| 3 氧化碎片(OD)对Pb(Ⅱ)吸附性能的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 吸附动力学实验 |
| 3.2.2 吸附pH边实验 |
| 3.2.3 Zeta(ζ)电位测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氧化石墨烯及氧化碎片的表征 |
| 3.3.2 OD对 Pb(Ⅱ)的吸附 |
| 3.3.3 吸附机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 OD在碱性条件下从GO表面剥落机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 NaOH浓度对OD碱洗剥落的影响 |
| 4.2.2 NaHCO_3 浓度对OD碱洗剥离的影响 |
| 4.2.3 OD从 GO表面剥离动力学实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 NaOH条件下OD从 GO表面剥落规律 |
| 4.3.2 NaHCO_3 条件下OD从 GO表面剥落规律 |
| 4.3.3 OD从 GO表面剥离动力学实验 |
| 4.3.4 OD的剥落及裂解过程机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 OD对 Pb(Ⅱ)在多孔介质中运移的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 样品与仪器设备 |
| 5.2.2 迁移实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 OD的迁移特征 |
| 5.3.2 GO-Pb(Ⅱ)的TEM分析 |
| 5.3.3 GO表面吸附态Pb(Ⅱ)的迁移特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 GO表面吸附态Pb(Ⅱ)在人工配制地下水中的解吸附规律 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 样品与仪器设备 |
| 6.2.2 人工配制地下水 |
| 6.2.3 解吸附实验 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 GO表面吸附态Pb(Ⅱ)在地下水碱性环境中的释放 |
| 6.3.2 XRD分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介及研究生期间发表的论文 |
（4）薄膜扩散梯度技术在重金属生物有效态监测中的应用（论文提纲范文）
| 1 DGT技术 |
| 1.1 技术原理 |
| 1.2 DGT装置 |
| 1.2.1 滤膜 |
| 1.2.2 扩散相 |
| 1.2.3 结合相 |
| 2 DGT技术在环境重金属监测中的应用 |
| 2.1 DGT技术在水体重金属监测中的应用 |
| 2.2 DGT技术在土壤重金属监测中的应用 |
| 2.3 DGT技术在沉积物重金属监测中的应用 |
| 3 结论与展望 |
（5）金属盐—有机溶剂—水体系活度系数研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 活度系数测量技术及研究进展 |
| 1.2.1 离子选择性电极原理 |
| 1.2.2 活度系数测量原理 |
| 1.2.3 经验方程 |
| 1.2.4 活度系数及其测定方法 |
| 1.2.5 国内外研究概况 |
| 1.3 本文的主要研究方法与内容 |
| 1.3.1 研究体系的选择 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 研究任务 |
| 2 活度系数测量实验系统 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 活度系数测量系统的设计 |
| 2.3 测量实验方法及步骤 |
| 2.4 电极响应斜率及测定 |
| 2.5 测量方法及实验数据可靠性验证 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 活度系数实验结果与分析 |
| 3.1 电解质-水体系活度系数分析 |
| 3.2 电解质-有机溶剂活度系数分析 |
| 3.2.1 电解质活度系数随浓度变化 |
| 3.2.2 同族离子对电解质溶液活度系数的影响 |
| 3.3 三元溶液活度系数实验结果与分析 |
| 3.4 三元溶液体系的标准吉布斯迁移自由能 |
| 3.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）基于核酸适配体的睾酮检测方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 睾酮及其危害 |
| 1.2 传统睾酮检测方法及其存在不足 |
| 1.2.1 光谱法检测睾酮 |
| 1.2.2 色谱-质谱联用法检测睾酮 |
| 1.2.3 免疫法测定睾酮 |
| 1.2.4 传统检测方法存在的不足 |
| 1.3 核酸适配体及其筛选技术 |
| 1.3.1 核酸适配体 |
| 1.3.2 核酸适配体筛选技术 |
| 1.4 核酸适配体技术的应用 |
| 1.4.1 常见核酸适配体技术应用 |
| 1.4.2 核酸适配体传感器 |
| 1.5 本课题研究目的与意义 |
| 第二章 基于氯化钠高效聚集纳米金比色法检测睾酮 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 无修饰纳米金胶体溶液配制 |
| 2.3.2 比色信号的测量 |
| 2.3.3 检测体系的条件优化 |
| 2.3.4 检测体系的性能分析 |
| 2.3.5 水样检测应用分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 比色适配体传感器的原理 |
| 2.4.2 检测体系的条件优化结果 |
| 2.4.3 基于Na Cl聚集纳米金适配体传感器比色检测睾酮的性能分析 |
| 2.4.4 基于Na Cl聚集纳米金适配体传感器比色检测睾酮在水样中应用 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 基于阳离子聚合物聚集纳米金比色法检测睾酮 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要实验试剂 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 纳米金胶体溶液的制备与表征 |
| 3.3.2 核酸适配体表征 |
| 3.3.3 检测体系条件优化 |
| 3.3.4 睾酮检测体系性能评价 |
| 3.3.5 水样的检测应用分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 阳离子聚合物PDDA聚集纳米金比色法检测原理 |
| 3.4.2 检测体系条件优化 |
| 3.4.3 睾酮传感体系检测性能评价 |
| 3.4.4 水样的检测应用分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于阳离子表面活性剂聚集纳米金比色法检测睾酮 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 主要试剂 |
| 4.2.2 主要仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 AuNPs颗粒的制备 |
| 4.3.2 纳米粒径分析与光谱分析 |
| 4.3.3 比色信号的测定 |
| 4.3.4 睾酮检测体系的优化 |
| 4.3.5 睾酮检测传感体系检测性能 |
| 4.3.6 水环境中睾酮检测的应用 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 阳离子表面活性剂聚集纳米金比色法检测原理 |
| 4.4.2 阳离子表面活性剂聚集纳米金比色法检测原理验证 |
| 4.4.3 传感体系检测条件的优化 |
| 4.4.4 睾酮检测传感器性能分析 |
| 4.4.5 睾酮检测传感器在水环境中应用 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结束语 |
| 5.1 主要工作与创新点 |
| 5.2 后续研究工作 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（7）AZ镁合金在镁基电解液中的电化学行为与放电特性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 镁电池的发展概况 |
| 1.2.1 海水激活镁电池 |
| 1.2.2 镁空电池 |
| 1.2.3 镁可充电池 |
| 1.2.4 镁干电池 |
| 1.3 镁合金在电解液中的腐蚀研究方法 |
| 1.3.1 传统电化学研究方法 |
| 1.3.2 微区电化学研究方法 |
| 1.4 论文的研究意义和内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验试剂及材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 工作电极的制备 |
| 2.4 常规电化学测试方法 |
| 2.5 微区电化学扫描振动电极技术测试 |
| 2.6 腐蚀形貌及成分表征 |
| 3 NaHCO_3对AZ31B镁合金在Mg(ClO_4)2 溶液中电化学行为的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 NaHCO_3最佳浓度筛选 |
| 3.3 电化学行为 |
| 3.3.1 开路电位 |
| 3.3.2 自腐蚀速率 |
| 3.3.3 极化行为 |
| 3.3.4 阻抗特性 |
| 3.3.5 恒电流放电 |
| 3.3.6 滞后行为 |
| 3.4 腐蚀形貌 |
| 3.5 腐蚀产物的组成 |
| 3.5.1 FT-IR光谱分析 |
| 3.5.2 XPS分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 AZ镁合金在复合电解液中的电化学行为 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 AZ镁合金在Mg(NO_3)_2 电解液中的电化学行为 |
| 4.2.1 Mg(NO_3)_2 溶液浓度对AZ镁合金极化性能的影响 |
| 4.2.2 Mg(NO_3)_2 溶液浓度对AZ镁合金阻抗特性的影响 |
| 4.2.3 Mg(NO_3)_2 电解液浓度对AZ镁合金滞后行为的影响 |
| 4.2.4 Mg(NO_3)_2 溶液浓度对AZ镁合金自腐蚀速率的影响 |
| 4.2.5 电流密度对AZ镁合金滞后行为的影响 |
| 4.2.6 电流效率 |
| 4.3 AZ镁合金在复合电解液中的电化学行为 |
| 4.3.1 恒电流放电 |
| 4.3.2 电压滞后行为 |
| 4.3.3 腐蚀形貌 |
| 4.3.4 开路电位 |
| 4.3.5 极化行为 |
| 4.3.6 阻抗特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 Na_2WO_4对AZ31B镁合金在复合电解液中电化学行为的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Na_2WO_4最佳浓度筛选 |
| 5.2.1 Na_2WO_4浓度对AZ31B镁合金在复合电解液中极化行为的影响 |
| 5.2.2 Na_2WO_4浓度对AZ31B镁合金在复合电解液中阻抗特性的影响 |
| 5.2.3 Na_2WO_4浓度对AZ31B镁合金在复合电解液中滞后行为的影响 |
| 5.3 Na_2WO_4对AZ31B在复合电解液中腐蚀行为的影响 |
| 5.3.1 极化行为 |
| 5.3.2 阻抗特性 |
| 5.3.3 腐蚀形貌 |
| 5.3.4 腐蚀产物的组成 |
| 5.4 Na_2WO_4对AZ31B在复合电解液中放电性能和滞后行为的影响 |
| 5.4.1 放电性能 |
| 5.4.2 电压滞后行为 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 AZ镁合金腐蚀过程的SVET初探 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 测试参数调试 |
| 6.3 校正系数的测定 |
| 6.4 AZ镁合金表面电化学活性分布及其阴离子影响 |
| 6.4.1 Mg(ClO_4)2 电解液中的SVET分布及NaHCO_3的影响 |
| 6.4.2 Mg(NO_3)_2 电解液中的SVET分布 |
| 6.4.3 MgSO_4电解液中的SVET分布 |
| 6.4.4 复合电解液中的SVET分布 |
| 6.5 SVET分布与腐蚀机理探讨 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 镁电池放电模型的修正 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 现有滞后曲线理论公式 |
| 7.3 理论公式优化 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 总结和展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 论文的主要创新点 |
| 8.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读学位期间承担和参与的科研项目 |
| C. 第6章SVET分布立体图 |
（8）基于离子印迹硅胶方法的土壤镉生物有效性模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 重金属污染现状 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的特点 |
| 1.1.3 土壤重金属污染的来源 |
| 1.1.4 土壤重金属污染的预防 |
| 1.1.5 土壤中重金属的形态 |
| 1.2 生物有效性的预测方法 |
| 1.2.1 生物有效性 |
| 1.2.2 模型计算法 |
| 1.2.3 生物指示法 |
| 1.2.4 化学法 |
| 1.3 薄膜扩散梯度技术 |
| 1.3.1 薄膜扩散梯度装置 |
| 1.3.2 薄膜扩散梯度技术的原理 |
| 1.3.3 薄膜扩散梯度技术的扩散膜的研究进展 |
| 1.3.4 薄膜扩散梯度装置的结合膜的研究进展 |
| 1.3.5 薄膜扩散梯度技术的应用 |
| 1.4 离子印迹材料研究进展 |
| 1.4.1 离子印迹技术的基本原理 |
| 1.4.2 离子印迹聚合物的制备过程 |
| 1.4.3 离子印迹技术的制备方法 |
| 1.4.4 离子印迹材料的应用 |
| 1.5 本文的研究内容、目的和意义 |
| 1.6 本文的创新之处 |
| 第二章 镉离子吸附材料的筛选及其性能研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 镉离子印迹硅胶的表面形貌分析方法 |
| 2.1.3 镉离子印迹硅胶比表面积测定方法 |
| 2.1.4 镉离子印迹硅胶热稳定性测定方法 |
| 2.1.5 结合膜凝胶中Cd~(2+)的洗脱率(交换可逆性能)计算方法 |
| 2.1.6 重金属的分析测定方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 对镉离子具有吸附性能的材料筛选研究 |
| 2.2.2 离子印迹硅胶对镉离子特殊选择性研究 |
| 2.2.3 离子印迹硅胶表面形态分析 |
| 2.2.4 离子印迹硅胶的热稳定性分析 |
| 2.2.5 离子印迹硅胶对游离镉离子吸附的影响条件分析 |
| 2.2.6 离子印迹硅胶的吸附模型拟合 |
| 2.2.7 离子印迹硅胶的吸附动力学研究 |
| 2.2.8 离子印迹硅胶的吸附热力学特征分析 |
| 2.2.9 离子印迹硅胶的再生性能研究 |
| 2.2.10 离子印迹硅胶试剂盒的制备 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 离子印迹硅胶对水环境中镉生物有效性检测 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 镉离子选择性电极的测定条件 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 离子印迹硅胶对游离镉离子的吸附能力初测 |
| 3.2.2 pH值对离子印迹硅胶吸附Cd~(2+)的影响 |
| 3.2.3 离子强度对离子印迹硅胶吸附Cd~(2+)的影响 |
| 3.2.4 离子印迹硅胶对水环境中游离镉离子的吸附能力研究 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 离子印迹硅胶对土壤中镉生物有效性检测 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤样品的采集方法 |
| 4.1.2 土壤理化性质分析 |
| 4.1.3 加入外源镉的污染土壤样品的制备方法 |
| 4.1.4 盆栽试验方法 |
| 4.1.5 土壤理化性质的测定方法 |
| 4.1.6 化学提取法 |
| 4.1.7 统计分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 离子印迹硅胶提取土壤中游离态镉的有效性分析 |
| 4.2.2 土壤含水量对离子印迹硅胶提取游离态镉的影响 |
| 4.2.3 土壤pH值对离子印迹硅胶提取游离态镉的影响 |
| 4.2.4 不同含量外源Cd~(2+)对黑麦草植株生物量的影响 |
| 4.2.5 黑麦草植株吸收利用的镉与土壤中不同形态镉的相关关系 |
| 4.2.6 离子印迹硅胶测定土壤环境中游离态镉的应用 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表文章 |
（9）以含氮氧等新型有机化合物为载体的离子选择性电极的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 离子选择性电极概述 |
| 1.2 离子选择性电极的响应机理 |
| 1.2.1 离子选择性电极的电极电位 |
| 1.2.2 离子选择性电极的测量原理 |
| 1.3 离子选择性电极的基本结构和分类 |
| 1.4 离子选择性电极的性能和其影响测定的因素 |
| 1.4.1 离子选择性电极的性能 |
| 1.4.2 影响测量的因素 |
| 1.5 离子选择性电极的特点及应用 |
| 1.6 本论文中离子选择性电极的研究现状及研究意义 |
| 第二章 以 3-（2-羟基苯亚甲基氨基）-4-氨基噻吩并〔2，3-b〕噻吩-2，5-二甲酸乙酯为载体的铬离子选择性电极的研究与应用 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.2 载体 |
| 2.1.3 膜电极的制备及电极电位的测定 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 离子选择性电极 PVC 膜组分的优化 |
| 2.2.2 电极的选择性系数 |
| 2.2.3 溶剂效应 |
| 2.2.4 Cr~(3+)-ISE 的重现性、稳定性、响应时间和使用寿命 |
| 2.2.5 pH 值对 Cr~(3+)-ISE 性能的影响 |
| 2.2.6 电极的响应机理研究 |
| 2.2.7 电极的应用 |
| 2.3 结论 |
| 第三章 以 4-（2-苯基-1 氢-咪唑并〔4，5-f〕〔1，10〕菲啰啉）苯酚为载体的铝离子选择性电极的研究与应用 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂和仪器 |
| 3.1.2 载体 |
| 3.1.3 膜电极的制备及电极电位的测定 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 PVC 膜的优化 |
| 3.2.2 电极的选择性系数 |
| 3.2.3 溶剂效应 |
| 3.2.4 Al~(3+)-ISE 的重现性、稳定性、响应时间和使用寿命 |
| 3.2.5 pH 值对 Al~(3+)-ISE 性能的影响 |
| 3.2.6 电极的响应机理研究 |
| 3.2.7 电极的应用 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 以 4-（2-苯基-1 氢-咪唑并〔4，5-f〕〔1，10〕菲啰啉）苯甲酸为载体的铋离子选择性电极的研究和应用 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂和仪器 |
| 4.1.2 载体 |
| 4.1.3 膜电极的制备及电极电位的测定 |
| 4.1.4 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 PVC 膜的优化 |
| 4.2.2 电极的选择性系数 |
| 4.2.3 溶剂效应 |
| 4.2.4 Bi~(3+)-ISE 的重现性、稳定性、响应时间和使用寿命 |
| 4.2.5 pH 值对 Bi~(3+)-ISE 性能的影响 |
| 4.2.6 电极的响应机理研究 |
| 4.2.7 电极的应用 |
| 4.3 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）基于新型探针和高分子复合材料的传感技术研究及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 上转换纳米材料 |
| 1.1.1 上转换纳米材料的简介 |
| 1.1.2 上转换纳米材料的发光机理 |
| 1.1.3 上转换纳米材料的制备方法 |
| 1.1.4 上转换纳米材料的表面修饰 |
| 1.1.5 上转换纳米材料的应用 |
| 1.2 化学传感器 |
| 1.2.1 化学传感器的简介 |
| 1.2.2 化学传感器的作用机理 |
| 1.2.3 载体型化学传感器 |
| 1.2.4 载体型电化学传感器就离子选择电极(Ion-selective Electrode) |
| 1.2.5 载体型光化学传感器—离子选择性光极(Optode) |
| 1.3 荧光探针 |
| 1.3.1 荧光发射的基本原理 |
| 1.3.2 荧光探针的分类 |
| 1.3.3 荧光探针的应用 |
| 参考文献 |
| 第二章 基于上转换纳米材料的光学传感研究 |
| 2.1 基于上转换纳米材料的光学传感膜 |
| 2.1.1 前言 |
| 2.1.2 实验部分 |
| 2.1.3 结果与讨论 |
| 2.1.4 结论 |
| 2.2 基于上转换纳米材料的免疫分析 |
| 2.2.1 前言 |
| 2.2.2 实验部分 |
| 2.2.3 结果与讨论 |
| 2.2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 憎水性近红外荧光探针的制备,表征及应用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第四章 基于载体型电化学传感器对金属离子Pb~(2+)的检测 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
四、用ISE测定配合物稳定常数的研究(Ⅱ)（论文参考文献）
- [1]天然有机质和水铁矿相互作用对有机质与重金属反应特性的影响 ——微观机制和理论模型[D]. 王培. 华南理工大学, 2020(02)
- [2]强化电还原/电氧化协同工艺去除水中重金属及有机物效能研究[D]. 林冠豪. 北京交通大学, 2019(01)
- [3]氧化石墨烯表面吸附态Pb（Ⅱ）在碱性环境中解吸附特征研究[D]. 谢晓丹. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [4]薄膜扩散梯度技术在重金属生物有效态监测中的应用[J]. 张婷,刘爽,管鹏,宋玉梅,潘佳钏,郭鹏然. 中国环境监测, 2019(02)
- [5]金属盐—有机溶剂—水体系活度系数研究[D]. 王卓发. 大连理工大学, 2018(02)
- [6]基于核酸适配体的睾酮检测方法研究[D]. 邱建敏. 上海交通大学, 2018(01)
- [7]AZ镁合金在镁基电解液中的电化学行为与放电特性研究[D]. 杨巧玲. 重庆大学, 2017(12)
- [8]基于离子印迹硅胶方法的土壤镉生物有效性模拟研究[D]. 吴进保. 沈阳农业大学, 2014(10)
- [9]以含氮氧等新型有机化合物为载体的离子选择性电极的研究[D]. 李宁宁. 郑州大学, 2014(02)
- [10]基于新型探针和高分子复合材料的传感技术研究及应用[D]. 张雅文. 南京大学, 2014(08)