一、表面活性剂洗脱污染土壤中多氯联苯(PCBs)的研究与应用（论文文献综述）
孙思坤[1]（2020）在《洗脱污染土壤中PCB138表面活性剂筛选及洗脱液中污染物质降解研究》文中研究指明多氯联苯作为一种持久性有机污染物,由于其环境持久性、生物蓄积性、高毒性、半挥发性和远距离迁移性,在全世界广泛分布,对环境造成严重污染。本文选取黑土作为供试土壤,选取阴离子、阳离子、非离子及两性四种类型的六种不同的表面活性剂,分析单一表面活性剂和复配表面活性剂对土壤中PCB138的洗脱作用,同时选用未活化过硫酸钾体系与氧化铜及硫酸铜/EDTA两种活化过硫酸钾体系对洗脱液中PCB138进行降解研究,分析影响其降解效果的因素。洗脱实验结果表明:单一表面活性剂中,非离子表面活性剂APG06和Tween80及阴离子表面活性剂SDS和SDBS洗脱效果较好,其中APG06洗脱效果最佳,洗脱率最高为42.2%,其次为SDS、Tween80和SDBS,最高洗脱率分别为34.8%、27.9%和17.4%;阳离子表面活性剂1227及两性表面活性剂CAB-35次之,最高洗脱效率分别为10.9%和6.9%。复配表面活性剂对土壤中PCB138的洗脱效果要优于实验中单一表面活性剂洗脱效果,SDS-APG06阴-非复配表面活性剂的洗脱效果最佳,最佳浓度配比为:SDS 7500 mg/L,APG06 7000 mg/L,洗脱率为58.3%。过硫酸钾体系降解实验结果表明:在0-10 min内,随着时间的延长过硫酸钾对洗脱液中的PCB138降解率快速升高,10 min后降解率增长逐渐减缓。氧化铜活化过硫酸钾体系和硫酸铜/EDTA活化过硫酸钾体系降解PCB138效果优于未活化过硫酸钾降解效果。随着过硫酸钾、活化物质的投加量增大降解率呈现先升高后降低的趋势。PCB138降解率随着污染物初始浓度的升高而降低,实验中最佳的p H值为7。该论文有图22幅,表9个,参考文献92篇。
朱含露[2]（2020）在《三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究》文中研究表明多氯联苯（PCBs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有三致效应。研究表明其在环境中残留污染浓度较高,且性质稳定很难降解。本论文选取了三种不同类型可生物降解的绿色表面活性剂,通过实验筛选出对土壤中六氯联苯PCB138洗脱效果最好的表面活性剂。洗脱后土壤和洗脱液中的PCB138分别选择白腐真菌中的黄孢原毛平革菌和高铁酸钾进行降解分析,并对影响降解的因素进行了分析。实验结果表明,选取的三种类型绿色表面活性剂:月桂酰基氨酸钠（阴离子型表面活性剂）、十二烷基二甲基甜菜碱（两性表面活性剂）和辛基酚聚氧乙烯醚（非离子型表面活性剂）对土壤中PCB138均具有一定的洗脱作用,其中阴离子型表面活性剂月桂酰基氨酸钠的洗脱效果最好,在浓度为5000mg/L时,洗脱率为33.94%。辛基酚聚氧乙烯醚次之,十二烷基二甲基甜菜碱洗脱效果相对较弱。改性后高铁酸钾对土壤洗脱液中的PCB138有明显的降解效果。动力学分析结果表明,高铁酸钾、柠檬酸络合高铁酸钾、包覆型高铁酸钾和缓释型高铁酸钾对土壤洗脱液中PCB138降解过程符合一级反应动力学方程,反应速率常数分别为:0.0149 h-1,0.0128 h-1,0.0048h-1和0.0154 h-1;土壤中PCB138的降解率随着高铁酸钾的投加量的升高呈现先升高后减小的趋势;在反应体系的p H在中偏酸性的条件时PCB138的降解效果相对较好;洗脱液浓度越大,PCB138的降解率越低;黄孢原毛平革菌对洗脱后土壤中PCB138降解实验的结果表明,黄孢原毛平革菌对PCB138有一定的降解作用,降解4周时,PCB138降解率为17.26%。该论文有图21幅,表8个,参考文献103篇。
杨俊玲[3]（2020）在《湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究》文中进行了进一步梳理多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）是一种环境中长期存在的持久性有机污染物,易在生物体内蓄积引起多种生物毒性,严重威胁生态与生物安全。红树林是海岸潮间带一种独特的生态系统,微生物资源丰富,本试验基于红树林相关降解菌的研究,旨在寻找高效的PCBs降解菌,通过生物修复治理PCBs环境污染。本研究主要进行了以下试验:（1）本试验以广东省湛江市高桥镇红树林国家级自然保护区为研究对象,采集高、中、低潮带3种生境底泥进行微生物宏基因组测序;（2）在原生数据分析的基础上,利用MM30无机盐培养基对红树林底泥微生物进行富集、驯化,再对富集培养物进行分离、鉴定;（3）通过气相色谱-质谱联用仪（Gas Chromatography-Mass Spectrometer,GC-MS）检测PCBs降解体系中PCBs的浓度,探究目标菌株对PCBs的降解效果。研究结果表明:（1）3组湛江红树林底泥生境样本的序列数、多样性指数和覆盖率均处于较高水平,OTU数目统计发现,在3组样本底泥样品中共获得了10054个OTU（S1:6761个、S2:7866个、S3:8073个）,分属60个不同的细菌门;多样性指数方面,Chao1曲线和Shannon曲线后期均趋于平缓,说明样品测序数据量足够大足以反映样品中绝大多数微生物的物种信息;Shannon指数分布在4.94和6.03之间,Simpson指数在0.004775与0.021409之间,跨度较大,多样性明显。绝大部分OTU都分类到了门水平（Phylum）、目水平（Order）,但是仍然有部分无法完全分类、注释,说明红树林微生物多样性丰富,含有存量较少的细菌种类,且仍有大量的细菌没有被测序发现,值得我们进一步发掘。在门水平上进行分析,3组共18个样品聚类到60个菌门,其中变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）在各样品中占比均超过80%,是环境中的优势菌,不同样点中各类群比例略有差异。（2）试验筛选分离得到S3-1、LW3和S2-23株PCBs拟降解菌。经鉴定发现S3-1为革兰氏阳性球菌,与KU163265.1（Proteobacteria Aquamicrobium defluvii strain TLA-7 16S）菌株同源性高达99.26%,属变形菌门丙酸杆菌属细菌;LW3与NC＿016845.1（Klebsiella pneumoniae subsp.pneumoniae HS11286）同源性高达98%%,是革兰氏阴性克雷伯菌;S2-2是革兰氏阴性的潘多拉菌,与菌株NZ＿CP009553.3（Pandoraea pnomenusa strain DSM 16536）有99.09%的相似性。（3）在10%的接种量下分别接入C1（5 mg/L）、C2（10 mg/L）、C3（20 mg/L）、C4（40 mg/L）和C5（60 mg/L）5个不同浓度梯度的降解体系,反应96 h后,3种菌最终降解率均在96%以上,总体降解效果较好。综上所述,湛江红树林底泥微生物多样性良好,分离得到的S3-1（Proteobacteria Alphaproteobacteria）、S2-2（Pandoraea pnomenusa strains）和LW3（Klebsiella pneumoniae subsp）3种降解菌株在一定条件下能够降解PCBs,对污染土壤的实际修复具有指导作用,为海洋环境及鱼粉等海洋资源PCBs污染的生物修复提供试验依据。
章腾[4]（2019）在《纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究》文中研究说明我国尽管于上世纪八十年代全面停止多氯联苯的生产,但是残留的多氯联苯仍然是一个很大的安全隐患,由于多氯联苯高毒性、持久性、长距离迁移性,未妥善处理的多氯联苯造成的污染状况不可小视。残留在环境中的多氯联苯容易通过食物链逐级扩大,富集到生物体内,“三致作用”严重威胁人类的健康安全,半挥发性导致其长距离迁移,扩散到全球各个角落,污染广泛而严重,必须予以重视。传统的修复方法各有弊端,物理修复治标不治本,化学修复耗费大,生物修复周期长,都不能达到理想的修复目标,找到一种经济绿色高效的修复技术迫在眉睫。与一般的化学氧化相比,高级氧化技术反应迅速、适用范围广、降解效果好,逐渐引起了研究者的重视。基于过硫酸盐的高级氧化技术是近些年来兴起的广泛应用于污染水体和土壤高效修复的新兴技术。利用材料高效活化单过硫酸盐,从而产生硫酸根自由基和羟基自由基,自由基攻击污染物,进而引发一系列的自由基链式反应,达到彻底降解污染物的目的。基于上述的考虑,本文选择纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐展开了此次研究,探究纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制。主要研究成果有以下三方面（1）成功合成了具有高效活化单过硫酸盐能力的纳米二硒化铁材料,其活化单过硫酸盐能够实现对PCB 28的快速降解。（2）研究了纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐投加量的影响,考察了pH、阴离子和Fe2+的影响,优化了降解的关键技术参数;利用自由基淬灭反应和电子顺磁共振波谱仪（EPR）,探明了羟基自由基为降解PCB 28的主要自由基类型;利用气相色谱质谱（GC-MS）分析了PCB 28降解的中间产物;结合纳米材料二硒化铁反应前后的XPS分析,最终揭示了纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解PCB28的作用机制。（3）选用两种表面活性剂聚氧乙烯月桂醚和十二烷基苯磺酸钠进行土壤洗脱实验,找到适合洗脱多氯联苯场地污染土壤的表面活性剂和浓度。然后利用Nano-FeSe2/PMS体系实现对土壤洗脱液中多氯联苯的高效去除,本研究结果为多氯联苯场地污染土壤修复提供了新的方法。图[30]表[4]参[82]
刘宏,刘迅[5]（2018）在《环糊精和表面活性剂对多氯联苯污染土壤的洗脱增效修复对比研究》文中指出研究了羟丙基-β-环糊精溶液（HPCD）和表面活性剂（SDS）对多氯联苯（Aroclor1242）污染土壤的洗脱增效修复作用。通过中式柱淋洗-洗脱试验,分别采用不同浓度的HPCD和SDS对污染土壤中多氯联苯（Aroclor1242）进行洗脱,重蒸馏水、5g/L SDS以及10g/L SDS对污染土壤中Aroclor1242的洗脱率分别0.51%、2.93%、25.9%;而相同浓度的HPCD对污染土壤中Aroclor1242的洗脱率分别为0.62%、8.42%、18.3%;此外,研究还发现,HPCD在土壤中的滞留相对SDS较少。研究结果表明,利用HPCD的疏水空腔,土壤中的弱极性有机污染物可以得到较好的处理效果,HPCD类环境安全试剂可以减少SDS的土壤滞留对环境带来的二次污染隐患,HPCD可望为污染土壤治理提供一种更具有广泛应用前景的新思路。
廖侃,党志,屈璐,郭楚玲,卢桂宁[6]（2016）在《混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱》文中认为针对电子垃圾拆解、焚烧场地周边污染土壤中的重金属和疏水性有机物的复合污染问题,对重金属和有机物同步高效洗脱方法进行了研究。将皂素、吐温-80和柠檬酸按照不同浓度配比组合并制成混合洗脱剂,采用批量平衡振荡的方法,研究其对Cu、Pb、Cd和多氯联苯（PCBs）复合污染土壤的洗脱效果,以及浓度配比、p H和洗脱时间对洗脱效果的影响,并找出最优的洗脱条件。结果表明:在混合洗脱剂中皂素、吐温-80和柠檬酸的浓度分别为12、10和5 g·L-1,p H值为5,批量平衡振荡洗脱时间为6 h的条件下,洗脱效果最佳,对Cu、Pb、Cd和PCBs的洗脱率分别为88.32%、82.75%、94.89%和80.56%,实现了复合污染土壤中重金属和疏水性有机物的同步高效洗脱。
卓平清,田凤鸣,王瀚,胡文斌,陈文东[7]（2016）在《非生物法降解多氯联苯的研究进展》文中指出多氯联苯作为持久性污染物已受到广泛的关注,对多氯联苯的非生物降解法的类型、机理进行了综述,并对其未来的降解研究方向进行了展望.
廖侃[8]（2016）在《混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱》文中指出社会经济的迅速发展伴随着电子垃圾的日益增长。我国在电子垃圾的拆解、焚烧过程中,由于技术与设备的不完善,电子垃圾中的铜、铅、镉等重金属和多氯联苯（PCBs）、多溴联苯醚（PBDEs）等持久性有机物进入土壤、地下水,使得周围的生态环境和人类健康受到严重的影响。目前我国对土壤修复研究不多,且大多是针对单一污染物的去除研究,对于重金属和疏水性有机物的复合污染修复研究较少,因此,对于复合污染土壤的修复技术的相关研究至关重要。本文首先采用批量振荡平衡法,通过比较不同洗脱剂对重金属-多氯联苯复合污染土壤的洗脱效果,选出最优的淋洗剂——皂素,并通过皂素、吐温-80和柠檬酸的混合,考虑浓度配比、洗脱剂pH和洗脱时间等因素,得出最优洗脱条件。另外再通过土柱淋洗的方法,研究所得的混合洗脱剂在更接近实际的条件下对更大量的污染土壤的淋洗效果,并考虑淋洗剂用量、淋洗速率、淋洗方式等因素对淋洗效果的影响,得出最优淋洗条件。主要研究结果如下:（1）通过比较5g/L和20g/L的浓度下,十二烷基二甲基甜菜碱、椰油酰胺丙基甜菜碱、月桂基两性咪唑啉、椰油两性咪唑啉、皂素和柠檬酸对复合污染土壤中重金属（Cu、Pb、Cd）和多氯联苯的洗脱效果,发现皂素对于重金属和多氯联苯的综合洗脱效果最优。（2）通过不同浓度配比的皂素与吐温-80混合对复合污染土壤的洗脱效果研究,得出当皂素浓度为12g/L,吐温-80浓度为10g/L时得出的对四种污染物的洗脱效果最优。得到Cu、Pb、Cd和PCBs的淋洗去除率分别为54.35%、61.13%、86.33%和80.27%。（3）通过不同浓度的柠檬酸与12g/L的皂素和10g/L的吐温-80混合对复合污染土壤的洗脱效果研究,得出当柠檬酸浓度为5g/L时,洗脱效果最佳。且得出该混合洗脱剂在pH为5时,对含有重金属（Cu、Pb、Cd）和多氯联苯的复合污染土壤洗脱6h,Cu、Pb、Cd和PCBs的洗脱率分别为88.32%、82.75%、94.89%和80.56%,各污染物洗脱率均达80%以上。其中三种重金属的酸可提取态（R1）和可还原态（R2）形态的去除率之和均达到90%以上,而可氧化态（R3）和残渣态（R4）的去除率则极低。（4）通过研究土砂比、淋洗剂用量、淋洗速率和淋洗方式等因素对土柱淋洗效果的影响,得出当采用700ml pH为5的由12g/L的皂素、10g/L的吐温-80和5g/L的柠檬酸配制成的混合洗脱剂对含有重金属（Cu、Pb、Cd）和多氯联苯的复合污染土壤进行土柱淋洗时,在土砂比为1/3、流速为2ml/min时,Cu、Pb、Cd和PCBs的淋洗去除率分别为92.87%、86.68%、96.23%和81.34%。
朱长银,方国东,司友斌,周东美[9]（2015）在《洗脱–过硫酸钠氧化联合去除土壤中PCBs的研究》文中研究指明考察了羟丙基-β-环糊精（HPCD）及聚氧乙烯月桂醚（Brij35）洗脱和过硫酸钠（SPS）氧化联合对模拟污染土壤以及场地污染土壤中多氯联苯（PCBs）的去除效果,探讨了洗脱时间、土液比和洗脱剂浓度对土壤中PCBs洗脱率和过硫酸钠浓度对洗脱液中PCBs降解效率的影响。结果表明:两种洗脱剂都能有效地洗脱模拟污染土壤中的2,4,4?-三氯联苯（PCB28）,在土液比为1︰20,HPCD和Brij35浓度分别为20 g/L和8.0 g/L时,洗脱4 h后,土壤中PCB28的洗脱率分别可达90%和79%;用100 g/L的SPS氧化24 h后,PCB28的最大去除率分别可达90%和92%。将PCB28模拟污染土壤洗脱-过硫酸钠氧化的优化条件用于去除场地污染土壤中的PCBs（总浓度约1 400 mg/kg）,发现HPCD和Brij35对PCBs的总洗脱率分别为66%和53%;SPS处理后,两种洗脱液中PCBs（10.6 mg/L）的总降解率分别为41%和52%。由此,洗脱-过硫酸钠氧化法能快速有效去除污染土壤中的PCBs,为PCBs场地污染土壤修复提供了一种新的方法。
武倩倩[10]（2015）在《土壤中多氯联苯的洗脱—曝气修复及数值模拟研究》文中研究指明多氯联苯（Polychlorinated biphenyls, PCBs）是一种持久性有机污染物,具有“致癌、致畸、致突变”三致效应,可以通过土壤、大气、水、生物体等多种介质长期存在于环境并进行迁移,对生态环境和人类健康造成严重危害。由于台州固废拆解区早期落后的拆解工艺,含有多氯联苯的变压器油、酸洗废液等随意倾倒,拆解区已受到严重的土壤多氯联苯污染,对其污染特征及修复技术的研究势在必行,研究将对当地生态效应预测及人体健康评价提供科学依据。本文选取台州市典型固废拆解区土壤PCBs污染为研究对象,在对现场多氯联苯污染特征分析的基础上,通过室内实验和数值模拟等手段探讨PCBs的去除机制,确定土壤PCBs污染的高效修复技术参数,为场地土壤多氯联苯污染修复提供技术参数和科学依据。取得的主要研究成果如下：（1）拆解区土壤已遭受严重的多氯联苯污染,约有47%的土地受到不同程度污染,多氯联苯最高值达到了937ng-g-1,重点污染区主要分布在台州拆解园区沿线一带,水稻和蔬菜出现不同程度的多氯联苯超标,农产品与土壤污染物呈现出一定的相关性。（2）表层土壤中ΣPCBs浓度范围为71.26-113.06ng·g-1,平均值为92.39ng-g-1,7种指示性多氯联苯单体均有检出,其中PCB28含量最高,占总量的36.52%,平均含量大小顺序为：PCB28>PCB52>PCB101> PCB153> PCB138>PCB180。土壤剖面中,PCBs大部分集中在腐殖质层,随着深度增大含量逐渐降低,40cm以下可降低95%左右；从单体组成来看,氯原子取代数目越多PCBs垂向迁移能力越弱。沉积物中ΣPCBs浓度范围为246.74-621.76 ng·g-1,远高于土壤。水体中ΣPCBs浓度范围为72.36-90.66ng·L-1,远高于水质标准限制值。（3）对不同介质中PCBs各单体所占总量的比例进行比较,其中PCB28在底泥中所占比例低于土壤和河水,而高氯联苯（PCB153、138和180）在底泥中的比例高于土壤和河水,氯代原子数越多,在水中溶解度较小,更易于被颗粒物吸附。（4）使用表面活性剂Tween80对现场污染土壤和人工污染土壤进行静态洗脱对比,当洗脱液浓度为5g·L-1时,新鲜人工污染土壤和野外污染土壤中PCBs洗脱率分别为43.7%和23.6%。随人工污染土壤老化时间的延长,PCBs洗脱率逐渐降低。低氯联苯的洗脱率大于高氯联苯。（5）使用Tween80和大气降水分别淋滤污染土壤,Tween80对PCBs的去除率为40%,而大气降水条件下去除率很低,说明原位土壤经过长时间“老化”后,污染物很难通过自然条件去除。（6）对不同曝气流量、不同介质和不同温度条件下水相中PCB28的AS修复去除效果,发现曝气流量越大,去除速率越快,效果越好,但是过大的曝气流量容易引起土壤介质的扰动,实验最终选定流量为40ml/min。砂土介质中污染物去除速率比土壤介质快,且去除率大于土壤。此外,较高温度有利于 NAPL相和液相中NAPLs向气相的转化,增温条件下污染物去除速率比低温时较快。（7）利用TOUGH2程序中的T2VOC多相流模型,对曝气流量为40ml/min条件下,砂土和土壤两种不同介质含水层中PCB28的AS修复效果进行模拟,结果表明,模拟数据与实验结果具有较高的拟合度,该模型能够较好地模拟预测PCB28污染物在曝气修复过程中的衰减规律。（8）从土壤中筛选出抗性微生物,对其生长特性进行研究,确定微生物的最佳生存环境：pH=7和温度为30℃时菌株的生长状况最好。多氯联苯初始含量在9～15μg·L-1范围时,微生物降解作用发挥主要作用,对PCBs的利用率高,降解效果好。（9）抗性微生物经过驯化后,在最佳生存环境下进行生物曝气,曝气口附近PCBs去除率高达73.7%,土柱末端达到60.3%,经微生物修复后综合去除率能达到90%。（10）选择T2VOC模型,利用PetraSim可视化界面程序分别建立二维和三维修复模型,选用不同曝气方法对不同尺度的实际污染场地进行PCB28三相流模拟预测研究。结果表明,T2VOC可以很好地模拟分析污染物的迁移扩散及修复情况,显示水、气、NAPL三相流运移及压强等变化。通过对土壤NAPLs污染进行完整、实际的模拟,为土壤地下水系统NAPLs污染修复工程从理论研究到实际运用的转化提供了很好的理论支持和技术支撑。
二、表面活性剂洗脱污染土壤中多氯联苯(PCBs)的研究与应用（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、表面活性剂洗脱污染土壤中多氯联苯(PCBs)的研究与应用（论文提纲范文）
（1）洗脱污染土壤中PCB138表面活性剂筛选及洗脱液中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.3 表面活性剂简介 |
| 1.4 过硫酸盐氧化技术 |
| 1.5 研究意义、内容及路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 检测方法的确立 |
| 2.4 小结 |
| 3 洗脱污染土壤中PCB138表面活性剂筛选 |
| 3.1 表面活性剂临界胶束浓度测定 |
| 3.2 单一表面活性剂洗脱研究 |
| 3.3 单一表面活性剂增溶研究 |
| 3.4 复合表面活性剂洗脱及增溶 |
| 3.5 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理 |
| 3.6 小结 |
| 4 过硫酸钾体系对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.1 过硫酸钾对PCB138的降解 |
| 4.2 两种活化过硫酸钾体系对PCB138降解研究 |
| 4.3 降解动力学研究 |
| 4.4 过硫酸钾体系对洗脱液中PCB138降解机理 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（2）三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染现状 |
| 1.3 土壤中多氯联苯修复技术 |
| 1.4 高铁酸钾概述 |
| 1.5 白腐真菌在土壤修复中应用 |
| 1.6 研究意义、内容及技术路线 |
| 2 实验材料与分析检测方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法的确立 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同表面活性剂对土壤中PCB138洗脱研究 |
| 3.1 表面活性剂CMC值测定 |
| 3.2 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱 |
| 3.3 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高铁酸钾与白腐真菌对洗脱液及土壤中PCB138降解研究 |
| 4.1 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.2 高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解动力学研究 |
| 4.3 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解影响因素分析 |
| 4.4 白腐真菌对洗脱后土壤中PCB138降解分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（3）湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 联苯与多氯联苯概况 |
| 1.1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.2 PCBs的危害 |
| 1.1.3 PCBs治理方法 |
| 1.1.4 PCBs检测方法 |
| 1.2 红树林系统概述 |
| 1.2.1 红树林研究进展 |
| 1.2.2 湛江红树林概况 |
| 1.2.3 湛江红树林生态系统 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 2 湛江红树林底泥微生物组学研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 红树林底泥理化因子测定 |
| 2.1.4 红树林底泥细菌基因组DNA提取 |
| 2.1.5 PCR扩增 |
| 2.1.6 Miseq文库构建 |
| 2.1.7 测序及数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 底泥样品理化指标 |
| 2.2.2 生物信息学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 红树林底泥理化指标随潮带环境变化 |
| 2.3.2 红树林底泥微生物结构与酸碱度有关 |
| 2.4 小结 |
| 3 多氯联苯降解菌的分离鉴定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验所用培养基 |
| 3.1.2 仪器 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 PCBs降解菌的富集与筛选 |
| 3.1.5 菌种保存 |
| 3.1.6 菌种鉴定 |
| 3.1.7 PCR扩增 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PCBs降解菌的传代与分离 |
| 3.2.2 PCBs降解菌的鉴定 |
| 3.2.3 PCR结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 PCBs降解菌的分离鉴定 |
| 3.3.2 降解菌与特异性引物的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 多氯联苯微生物降解体系的验证 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂 |
| 4.1.2 休眠细胞的制备 |
| 4.1.3 4-氯联苯的出峰时间的确定 |
| 4.1.4 4-氯联苯降解验证体系 |
| 4.1.5 PCBs定量检测 |
| 4.1.6 GC-MS条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 PCBs3标准图 |
| 4.2.2 不同浓度菌株的降解效果 |
| 4.2.3 不同时期PCBs残留率 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（4）纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯污染物的概述 |
| 1.1.1 多氯联苯的基本性质 |
| 1.1.2 多氯联苯的污染状况 |
| 1.1.3 多氯联苯污染的修复技术 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 传统的高级氧化技术 |
| 1.2.2 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 研究目的意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料制备与仪器 |
| 2.1 材料制备 |
| 2.1.1 纳米二硒化铁材料制备 |
| 2.1.2 纳米二硒化铁材料表征 |
| 2.2 仪器 |
| 3 纳米FeSe_2 活化PMS降解PCB28 的机制研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 单独纳米二硒化铁和单过硫酸盐降解PCB28 |
| 3.2.2 纳米二硒化铁浓度和单过硫酸盐浓度对PCB28 降解的影响 |
| 3.2.3 pH值对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.4 阴离子对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.5 二价铁离子对Nano-FeSe_2/PMS反应的影响 |
| 3.2.6 自由基淬灭剂对Nano-FeSe_2/ PMS体系反应的影响 |
| 3.2.7 Nano-FeSe_2/ PMS体系中自由基的EPR鉴定 |
| 3.2.8 反应过程中金属离子的溶出 |
| 3.2.9 纳米二硒化铁材料循环使用 |
| 3.2.10 Nano-FeSe_2/PMS体系中PCB28 降解产物分析 |
| 3.2.11 纳米二硒化铁材料反应前后的XPS分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 多氯联苯场地污染土壤的洗脱-PMS氧化联合修复研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同表面活性剂对多氯联苯的洗脱效率 |
| 4.2.2 纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解不同洗脱液中的多氯联苯 |
| 4.2.3 多氯联苯污染土壤洗脱降解修复 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 总结和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间科研成果 |
（5）环糊精和表面活性剂对多氯联苯污染土壤的洗脱增效修复对比研究（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.2 实验步骤与方法 |
| 2.2.1 样品的制备 |
| 2.2.2 土壤背景值测定及洗脱实验方法 |
| 2.2.3 试样分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 HPCD对土壤柱中PCBs的淋洗-洗脱实验 |
| 3.2 SDS对土壤中PCBs的洗脱 |
| 3.3 SDS和HPCD对土壤中PCBs的洗脱对比分析 |
| 3.4 SDS和HPCD对土壤中PCBs的洗脱机理分析 |
| 4 结论 |
（6）混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 模拟土壤的制备 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 不同洗脱剂对复合污染土壤的洗脱 |
| 1.3.2 皂素和吐温-80对复合污染土壤的洗脱 |
| 1.3.3 皂素、吐温-80和柠檬酸对复合污染土壤的洗脱 |
| 1.3.4 p H对洗脱效果的影响 |
| 1.3.5 洗脱时间对洗脱效果的影响 |
| 1.4 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同洗脱剂对复合污染土壤的洗脱效果 |
| 2.2 皂素和吐温-80混合洗脱剂对复合污染土壤的洗脱效果 |
| 2.3 皂素、吐温-80和柠檬酸对复合污染土壤的洗脱效果 |
| 2.4 p H对洗脱效果的影响 |
| 2.5 洗脱时间对洗脱效果的影响 |
| 3 结论 |
（7）非生物法降解多氯联苯的研究进展（论文提纲范文）
| 1 化学法 |
| 1.1 焚烧法 |
| 1.2 氢化法 |
| 1.3 金属法 |
| 1.3.1 金属还原法 |
| 1.3.2 金属及其氧化物催化法 |
| 1.4 硫化还原法 |
| 1.5 氯化法 |
| 1.6 光降解法 |
| 1.7 超临界水氧化 |
| 1.8 过硫酸盐氧化法 |
| 2 物理法 |
| 3 表面活性剂法 |
| 4 展望 |
（8）混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 电子垃圾及其危害 |
| 1.1.1 电子垃圾的产生及其处理现状 |
| 1.1.2 电子垃圾的资源化利用 |
| 1.1.3 电子垃圾的危害 |
| 1.2 多氯联苯的污染及其修复技术 |
| 1.2.1 多氯联苯的基本性质 |
| 1.2.2 土壤多氯联苯的污染特点 |
| 1.2.3 多氯联苯污染土壤修复技术 |
| 1.3 重金属污染土壤的修复 |
| 1.3.1 土壤重金属的污染特点 |
| 1.3.2 重金属污染土壤修复技术 |
| 1.4 复合污染土壤的修复 |
| 1.4.1 复合污染土壤修复研究进展 |
| 1.4.2 化学洗脱修复研究现状 |
| 1.5 研究目的、意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验测定与分析方法 |
| 2.2.1 土壤多氯联苯的测定方法 |
| 2.2.2 土壤重金属的测定方法 |
| 2.2.3 土壤重金属形态分析方法 |
| 第三章 洗脱剂的筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验步骤 |
| 3.2.1 模拟污染土壤的配制 |
| 3.2.2 洗脱剂的筛选 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 模拟污染土壤污染物含量及重金属形态分布 |
| 3.3.2 不同洗脱剂的洗脱效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 洗脱剂的组合与洗脱效果影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 单一洗脱剂对模拟污染土壤的洗脱效果 |
| 4.2.1 实验步骤 |
| 4.2.2 实验结果 |
| 4.3 洗脱剂的浓度配比对洗脱效果的影响 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 实验结果 |
| 4.4 柠檬酸的浓度对洗脱效果的影响 |
| 4.4.1 实验步骤 |
| 4.4.2 实验结果 |
| 4.5 pH对洗脱效果的影响 |
| 4.5.1 实验步骤 |
| 4.5.2 实验结果 |
| 4.6 洗脱时间对洗脱效果的影响 |
| 4.6.1 实验步骤 |
| 4.6.2 实验结果 |
| 4.7 洗脱后重金属形态的变化 |
| 4.7.1 实验步骤 |
| 4.7.2 实验结果 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 复合污染土壤土柱淋洗试验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 土柱淋洗实验装置 |
| 5.3 不同土/砂比下孔隙体积、流速与淋洗效果的变化 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 实验结果 |
| 5.4 淋洗剂用量对淋洗效果的影响 |
| 5.4.1 实验步骤 |
| 5.4.2 实验结果 |
| 5.5 淋洗速率对淋洗效果的影响 |
| 5.5.1 实验步骤 |
| 5.5.2 实验结果 |
| 5.6 淋洗次数对淋洗效果的影响 |
| 5.6.1 实验步骤 |
| 5.6.2 实验结果 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）洗脱–过硫酸钠氧化联合去除土壤中PCBs的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试土壤 |
| 1.2 药品与试剂 |
| 1.3 土壤中PCBs的提取、洗脱与分析 |
| 1.3.1模拟污染土壤制备 |
| 1.3.2土壤中PCBs定量分析 |
| 1.3.3土壤中PCBs的洗脱 |
| 1.3.4 PCBs的分析条件 |
| 1.4 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 洗脱–过硫酸钠氧化去除模拟污染土壤中的PCB28 |
| 2.1.1洗脱时间对洗脱效率的影响 |
| 2.1.2土液比对洗脱效率的影响 |
| 2.1.3洗脱剂浓度对洗脱效率的影响 |
| 2.1.4过硫酸钠对洗脱液中PCB28的降解 |
| 2.2 洗脱–过硫酸钠氧化对场地污染土壤中PCBs的去除 |
| 2.2.1场地污染土壤中PCBs的种类和浓度 |
| 2.2.2 PCBs污染土壤洗脱与SPS氧化 |
| 3 结论 |
（10）土壤中多氯联苯的洗脱—曝气修复及数值模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 多氯联苯污染概况 |
| 1.2.1 多氯联苯的性质及危害 |
| 1.2.2 多氯联苯污染状况研究 |
| 1.3 多氯联苯污染修复研究 |
| 1.3.1 多氯联苯污染修复技术 |
| 1.3.2 表面活性剂洗脱修复研究 |
| 1.3.3 表面活性剂洗脱-曝气修复研究 |
| 1.3.4 污染修复数值模拟研究 |
| 1.4 研究内容与和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 土壤多氯联苯污染特征分析 |
| 2.1 固废拆解区概况 |
| 2.1.1 自然地理状况 |
| 2.1.2 多氯联苯污染状况 |
| 2.2 固废拆解区样品测试 |
| 2.2.1 样品采集与处理 |
| 2.2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2.3 测试方法与步骤 |
| 2.3 固废拆解区PCBs污染特征 |
| 2.3.1 表层土壤污染特征 |
| 2.3.2 土壤剖面污染特征 |
| 2.3.3 底泥污染特征 |
| 2.3.4 水体污染特征 |
| 2.3.5 不同介质对比分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 土壤中PCB_S的洗脱修复研究 |
| 3.1 供试土壤性质 |
| 3.1.1 实验仪器与试剂 |
| 3.1.2 土壤样品处理 |
| 3.1.3 土壤性质测试 |
| 3.2 表面活性剂洗脱修复 |
| 3.2.1 表面活性剂洗脱实验 |
| 3.2.2 表面活性剂洗脱效果对比 |
| 3.3 土壤淋洗实验 |
| 3.3.1 土壤淋滤洗脱 |
| 3.3.2 洗脱效果分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 多氯联苯洗脱强化曝气修复 |
| 4.1 曝气修复影响因素 |
| 4.1.1 曝气修复实验 |
| 4.1.2 曝气流量对修复的影响 |
| 4.1.3 介质性能对修复的影响 |
| 4.1.4 温度对修复的影响 |
| 4.2 PCB28修复模型预测及验证 |
| 4.2.1 T2VOC数值模拟程序 |
| 4.2.2 曝气修复模拟验证 |
| 4.3 洗脱强化曝气修复效果 |
| 4.3.1 土壤中多氯联苯SEAS修复效果 |
| 4.3.2 NAPLs相SEAS修复效果 |
| 4.4 小结 |
| 5 多氯联苯污染的生物曝气修复研究 |
| 5.1 土着微生物的筛选 |
| 5.1.1 微生物的分离纯化 |
| 5.1.2 微生物的鉴定 |
| 5.2 菌株降解影响因素 |
| 5.2.1 菌株降解特性实验 |
| 5.2.2 菌株降解特性分析 |
| 5.3 生物曝气深度修复 |
| 5.3.1 生物曝气修复实验 |
| 5.3.2 生物曝气修复效果分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 多氯联苯污染运移数值模拟研究 |
| 6.1 污染运移二维数值模拟 |
| 6.1.1 模型自然条件初始化 |
| 6.1.2 污染物点源泄漏运移 |
| 6.1.3 污染物自由扩散迁移 |
| 6.1.4 修复过程组份微观运移模式 |
| 6.2 场地污染运移数值模拟 |
| 6.2.1 污染场地概念模型 |
| 6.2.2 污染物面源泄漏运移 |
| 6.2.3 污染物场地扩散运移 |
| 6.2.4 修复过程组份衰减模式 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 在学期间发表的学术论文及着作 |
| 在学期间科研项目 |
| 在学期间所获奖项 |
四、表面活性剂洗脱污染土壤中多氯联苯(PCBs)的研究与应用（论文参考文献）
- [1]洗脱污染土壤中PCB138表面活性剂筛选及洗脱液中污染物质降解研究[D]. 孙思坤. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [2]三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究[D]. 朱含露. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [3]湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究[D]. 杨俊玲. 广东海洋大学, 2020(02)
- [4]纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究[D]. 章腾. 安徽理工大学, 2019(01)
- [5]环糊精和表面活性剂对多氯联苯污染土壤的洗脱增效修复对比研究[J]. 刘宏,刘迅. 四川环境, 2018(02)
- [6]混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱[J]. 廖侃,党志,屈璐,郭楚玲,卢桂宁. 环境工程学报, 2016(08)
- [7]非生物法降解多氯联苯的研究进展[J]. 卓平清,田凤鸣,王瀚,胡文斌,陈文东. 甘肃高师学报, 2016(06)
- [8]混合洗脱剂对土壤中重金属和多氯联苯的同步高效洗脱[D]. 廖侃. 华南理工大学, 2016(02)
- [9]洗脱–过硫酸钠氧化联合去除土壤中PCBs的研究[J]. 朱长银,方国东,司友斌,周东美. 土壤, 2015(06)
- [10]土壤中多氯联苯的洗脱—曝气修复及数值模拟研究[D]. 武倩倩. 中国海洋大学, 2015(12)