导读:本文包含了还原六价铬论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:氮化碳,氯掺杂,纳米片,协同处理
还原六价铬论文文献综述
赵文玉,易赋淘,甘慧慧,张会宁,钱勇兴[1]（2019）在《氯掺杂g-C_3N_4纳米片光催化氧化染料污染物与还原六价铬的协同处理研究》一文中研究指出以叁聚氰胺与氯化铵为前驱体,通过热缩聚法和液相超声剥离法制备了纳米片状氯掺杂石墨相氮化碳(g-C_3N_4),采用XRD、XPS、SEM、UV-vis等手段对样品的结构及形貌进行了表征。考察了可见光下,不同改性条件下样品对Cr(Ⅵ)和罗丹明B(RhB)混合溶液的光催化降解性能。结果表明,纳米片状氯掺杂石墨相氮化碳样品对Cr(Ⅵ)和RhB混合溶液中的Cr(Ⅵ)的光催化还原效率比单一Cr(Ⅵ)溶液中提高了2. 2倍,对混合溶液中RhB的光催化降解比单一RhB溶液中提高了1. 4倍。分析表明改性后的纳米片状氯掺杂氮化碳具有更大的比表面积、更好的光吸收性能和电荷分离能力,改性后的样品对混合溶液中RhB的氧化降解与Cr(Ⅵ)的还原反应同时进行也更有效地促进了光生电子-空穴对分离,从而实现了两种污染物的协同降解处理。(本文来源于《材料导报》期刊2019年20期）
苏艳[2]（2019）在《硫化锡的改性及其光催化还原六价铬的性能研究》一文中研究指出近年来,半导体光催化技术作为一种经济环保的废水处理技术,在还原Cr(Ⅵ)方面具有广阔的应用前景。而低成本、高效率可见光催化剂的研制是实现工业化的关键。SnS2是具有CdI2型结构的层状可见光响应光催化剂,但因其光生电子和空穴的快速复合,光催化活性达不到预期效果,从而限制了 SnS2的发展。研究表明,SnS2与半导体、共轭聚合物或石墨烯及其衍生物复合可显着提高其光催化活性。因为它们与SnS2复合可以形成异质结,这有利于光生电子和空穴的分离。因此,本文分别采用环化聚丙烯腈(CPAN)、SnO2和共轭的聚氯乙烯衍生物(CPVC)、SnO2和氮掺杂石墨烯(NG)对SnS2进行改性,合成SnS2/CPAN、SnO2/SnS2/CPVC和SnO2/SnS2/NG纳米复合物,并研究其在可见光照射下光催化还原Cr(Ⅵ)的性能。本文完成的主要内容如下:1.采用叁步法合成了 SnS2/CPAN纳米复合材料。利用X-射线粉末衍射仪(XRD)、傅里叶变换红外光谱仪(FTIR)、拉曼光谱仪(Raman)、X-射线光电子能谱仪(XPS)、场发射透射电镜(HRTEM)、紫外-可见漫反射光谱仪(UV-vis DRS)、荧光光谱(PL)和电化学阻抗(EIS)等测试表征了样品的组成、结构、光学和电学性质;利用氮气吸附脱附曲线测试了样品比表面积的大小;以50 mg/L K2Cr2O7水溶液作为目标污染物,可见光照射下探究了 PAN与SnS2的初始用量比、SnS2/PAN的热解温度和时间对产物光催化活性的影响。同时,探讨了优化条件下所制SnS2/CPAN-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)与SnS2相比,SnS2/CPAN-2二元复合材料中光生电子-空穴的分离效率更高、电荷的转移速率更快;(2)PAN与SnS2初始质量比为1%,SnS2/PAN的热解温度和时间分别为200℃和2 h,合成的SnS2/CPAN-2纳米复合物的光催化活性最高;(3)SnS2/CPAN-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理是以e-直接还原为主。2.采用四步法合成了 SnO2/SnS2/CPVC叁元复合材料。利用多种测试手段表征了样品的组成、结构、光学和电学性质。探究了不同条件下合成的SnO2/SnS2和SnO2/SnS2/CPVC产物光催化还原Cr(Ⅵ)的活性。同时,探讨了 SnO2/SnS2/CPVC-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)与 SnS2、SnO2/SnS2-1.0h、SnS2/CPVC 相比,SnO2/SnS2/CPVC-2 复合物中光生电子-空穴的复合率更低、电荷转移速率更快;(2)Sn02和CH3CSNH2的水热反应时间为1.0 h,合成的SnO2/SnS2-1.0 h材料的光催化活性最高;(3)PVC与SnO2/SnS2-1.0 h初始质量比为1%,合成的SnO2/SnS2/CPVC-1.0%复合物的光催化活性最高;(4)SnO2和CPVC在提高SnS2光催化活性方面具有协同作用;(5)SnO2/SnS2/CPVC-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理是以e-直接还原为主。3.采用两步法合成了 SnO2/SnS2/NG叁元复合材料。利用多种测试手段表征了样品的组成、结构、光学和电学性质。探究了 NG与SnO2/SnS2初始质量比对产物光催化还原Cr(Ⅵ)的活性影响。同时,探讨了 Sn02/SnS2/NG光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)相较于SnS2和SnO2/SnS2而言,SnO2/SnS2/NG叁元复合物的光生电子和空穴的复合率更低,电荷的转移速率更快;(2)NG与SnO2/SnS2初始质量比为1%,合成的SnO2/SnS2/NG-2光催化性能最好;(3)Sn02和NG在提高SnS2光催化活性方面具有协同作用;(4)SnO2/SnS2/NG-2催化剂还原Cr(Ⅵ)的机理是e-直接还原为主。(本文来源于《扬州大学》期刊2019-06-01）
韩卉[3]（2019）在《碳源和硫酸盐对厌氧污泥生物还原六价铬的影响及机制》一文中研究指出目前,铬污染已经成为全球性的环境问题。利用废弃的厌氧污泥修复重金属铬污染被认为是一种最高效且低成本的修复方式。本研究从环境样品中筛选出能够高效修复高浓度Cr(Ⅵ)污染的厌氧污泥,并且通过参数优化提高其修复铬污染的能力。同时,从宏观尺度及微观尺度分别对其提高Cr(Ⅵ)污染修复的机制进行系统的分析,研究结果可为厌氧污泥的工程应用提供科学依据及关键指导。分别选取来自上海徐泾污水处理厂、青岛啤酒二厂和青岛绿茵厨余垃圾处理厂的厌氧污泥,探索其修复高浓度Cr(Ⅵ)污染的潜力。利用单因素法和正交试验法,探究碳源、硫酸盐和温度对厌氧污泥修复高浓度Cr(Ⅵ)污染的影响。结果表明,来自青岛绿茵厨余垃圾处理厂的厌氧污泥表现出最强的处理高浓度铬污染的潜力。研究结果表明碳源、适量硫酸盐和较高的培养温度可以提升厌氧污泥修复高浓度Cr(Ⅵ)污染的能力,厌氧污泥修复500 mg/L Cr(Ⅵ)污染的最适条件为:温度35℃、葡萄糖添加量3 g、硫酸盐投加量2 g。通过分析硫物质循环、微生物群落的变化、污泥形貌结构的变化和铬的形态变化,研究碳源的添加对厌氧污泥间接生物还原Cr(Ⅵ)的促进机制。结果表明,碳源的添加使Cr(Ⅵ)间接生物还原体系产生了较多的元素硫。元素硫充当电子受体被Sulfurospirillum(卵硫菌属)还原成硫化物的同时,促进了Desulfovibrio(脱硫弧菌属)和Sulfurospirillum生物量的增加。硫酸盐、元素硫和硫化物等含硫物质在Cr(Ⅵ)间接生物还原体系中具有良好的循环,以维持稳定的Cr(Ⅵ)间接生物还原物质流。厌氧污泥的形貌结构发生变化,具有更强的吸附力和还原性。较少的胞内和胞间Cr(Ⅲ)表明较多的Cr(Ⅵ)被硫酸盐生物还原过程中生成的硫化物还原。对Cr(Ⅵ)生物还原体系的物化环境进行测定,将与Cr(Ⅵ)还原相关的功能基因进行荧光定量,利用SPSS软件分析Cr(Ⅵ)生物还原过程中Cr(Ⅵ)的去除率与相关功能基因之间的关系。结果表明,厌氧污泥生物还原Cr(Ⅵ)的过程偏向于单电子传递。厌氧污泥直接生物还原Cr(Ⅵ)的效率不仅与外界物理和化学环境有很大的关联,也与铬酸盐还原酶基因ChrR和YieF的拷贝数有很大的关联性;而厌氧污泥间接生物还原Cr(Ⅵ)的效率只与亚硫酸盐还原酶基因DsrA的拷贝数有关联性。同时,Cr(Ⅵ)和硫酸盐的共同存在会促进DsrA的拷贝数的增加,从而促进硫酸盐的循环过程。(本文来源于《华东师范大学》期刊2019-05-01）
高卫国,钱林波,韩璐,陈梦舫[4]（2018）在《锰铁氧体吸附及催化柠檬酸还原六价铬的过程及机理》一文中研究指出本文探究了磁性纳米铁锰氧体(MnFe_2O_4)及其黏土矿物负载材料对六价铬(Cr(Ⅵ))的吸附作用,同时研究了锰铁氧体-柠檬酸溶液体系中,铁锰氧体催化柠檬酸还原Cr(Ⅵ)的机理.结果表明,MnFe_2O_4材料对Cr(Ⅵ)的吸附量随着吸附时间的增加而增加,在0—5 min内快速吸附并达到平衡,符合准二级动力学模型.伴随MnFe_2O_4负载量的增加,凹凸棒土负载铁锰氧体(ATP-Fe Mn)的吸附量大幅增加,ATP-FeMn14吸附量最大达到了29.2 mg·g~(-1),且吸附等温线均可用Langmuir方程或Freundlich方程拟合,属于单分子层吸附.MnFe_2O_4和负载ATP材料吸附Cr(Ⅵ)的最佳pH值为3—4,ATP-FeMn14对六价铬的去除率最高,最佳投加量为5 g·L~(-1).在铁锰氧体-柠檬酸体系中,溶液pH值是影响Cr(Ⅵ)的去除效率的重要因素,当溶液pH值在4和5时,Cr(Ⅵ)的去除率(76.5%、66.2%)显着高于其他处理;4 mmol·L~(-1)柠檬酸的处理去除率(89.8%)显着高于其他浓度柠檬酸的处理去除率;而在相同体系中,MnFe_2O_4的处理去除率(89.8%)显着高于其他研究材料.本研究表明铁锰氧体不仅对Cr(Ⅵ)具有良好的吸附性能,在与有机酸共存时,还可以催化有机酸还原Cr(Ⅵ),降低Cr(Ⅵ)的环境风险.(本文来源于《环境化学》期刊2018年07期）
赵孟莉,王婉妮,黄辰曦,董旺,汪洋[5]（2018）在《近红外光驱动的UCNPs/Zn_xCd_(1-x)S纳米复合结构的化学合成并用于光化学还原六价铬（英文）》一文中研究指出近红外光约占入射太阳能的44%以上,为实现太阳能量的最大化利用,近红外光(NIR)驱动的光催化技术成为科学研究的热点.由于上转换荧光纳米材料(UCNPs)是优良的红外能量转换器,合金半导体Zn_xC d_(1‐x)S具有较好的化学稳定性以及生物相容性,本文发展了一种简易的水热法,将UCNPs和Zn_xC d_(1‐x)S合金结合,成功构建了NIR与可见光响应的核壳纳米结构.由于这两种材料的晶格失配度较高,很难直接外延生长,我们通过引入非晶TiO_2将形成的催化剂纳米颗粒Zn_xC d_(1‐x)S紧紧束缚在UCNPs外面形成蛋黄-蛋壳结构,在NIR光照下获得了较高的能量转换效率.首先,在UCNPs外面外延生长一层复合物,形成复合纳米结构,然后在其核壳结构外面外延生长薄层的非晶以稳定后续要制备的合金半导体Zn_xC d_(1‐x)S;在水热条件下,与醋酸镉和硫脲反应,形成UCNPs@Zn_xC d_(1‐x)S/TiO_2复合材料.在此,我们选择Yb(20%),Er(2%)作为NIR的能量转换器.样品的形貌、物相及化学组成分别采用场发射扫描电子显微镜、透射电子显微镜、X射线衍射和原子吸收光谱法进行表征.研究表明,我们成功制备了具有蛋黄-蛋壳结构的UCNPs@Zn_xC d_(1‐x)S/TiO_2纳米颗粒.此外,非晶态TiO_2将UCNPs与Zn_xC d_(1‐x)S紧密结合,对最终样品UCNPs@Zn_xC d_(1‐x)S核壳纳米粒子的形成起到重要作用.而且,合金Zn_xC d_(1‐x)S的化学组成可通过调整镉源和锌源的用量进行调节.所制备的UCNPs@Zn_xC d_(1‐x)S核壳纳米粒子在NIR光线或模拟太阳光照射下显示出高效的光化学还原Cr(Ⅵ)性能.溶液中70%以上的Cr(Ⅵ)在NIR光照射30 min后被还原为Cr(Ⅲ).本研究将为环境污水处理和太阳能利用提供一种可供选择的策略,且所制的复合纳米结构在肿瘤治疗、药物释放和能量转换等领域也有着潜在的应用价值.(本文来源于《催化学报》期刊2018年07期）
于航[6]（2018）在《双阴极BES系统降解污水污泥与还原六价铬的效能与机制》一文中研究指出生物电化学系统(Bioelectrochemical system,BES)可以利用阴阳极氧化还原电子传递机制实现污染物去除和电能回收。以富含有机物的污水污泥作为BES的阳极底物,可以长期、持续和稳定地输出电子,实现污水污泥在BES中的降解并产电。现行的以还原Cr(VI)为目标的BES,普遍由葡萄糖或乙酸盐等人工添加营养液作为电子供体,缺乏在相对长时间内持续、稳定提供电子的能力,且需要在运行中频繁更换,不利于阴极Cr(VI)的稳定还原和系统成本的降低。以污水污泥为阳极底物、Cr(VI)为阴极电子受体的BES中,阳极室内产生稳定的电子流驱动Cr(VI)还原,阴极具有高Cr(VI)还原电势提升功率密度,污泥降解和六价铬还原同时实现,但该系统的运行效能和机制尚需深入研究。本文构建了以污水污泥为阳极底物、Cr(VI)为阴极电子受体的生物电化学系统,以期同时实现污泥的降解和Cr(VI)的还原。具体研究内容包括:从系统构型、污泥性质、阴极液p H和Cr(VI)浓度等四个方面,考察化学阴极BES的产电效能、污泥降解效能和Cr(VI)还原效能,并分别得到各效能最优的运行条件;构建生物-化学双阴极BES以提高系统还原Cr(VI)的稳定性;分析微生物群落、功能基因和系统电子通量的分布变化,揭示BES的运行机制。在以剩余污泥为阳极底物的化学双阴极BES中,阴极液p H为2的条件下,当Cr(VI)浓度为150 mg/L时,BES可产生最大功率密度,为9.8±0.4 W/m3;当Cr(VI)浓度为25 mg/L时,BES对Cr(VI)的还原率最高,为98.3%~99.9%;当Cr(VI)浓度为75 mg/L时,BES具有最大的污泥胞外生物有机质(Extracellular biological organic matter,EBOM)降解率,为77.0±3.8%。在生物-化学双阴极BES中,当污泥TCOD=22307±694 mg/L、阴极液Cr(VI)浓度为300 mg/L、p H=1时,BES获得最大功率密度,为9.6±0.5 W/m3;当污泥TCOD=10769±321 mg/L、阴极液Cr(VI)浓度为60 mg/L、p H=2时,BES对Cr(VI)的还原率最高,为98.6%~99.5%。系统构型和污泥性质影响化学阴极BES的运行效能。增加BES的质子交换膜面积和阴极面积,可以降低BES的欧姆内阻和活化内阻,提高BES的最大功率密度(3.5~4.2 W/m3),产电效能的提升进一步增加了BES的TCOD去除率(37.2±0.4%)。膜面积和阴极面积的增加,提升了BES的阴极反应活性和质子传递通量,从而加快了Cr(VI)的还原反应。由于剩余污泥比脱水污泥具有更高的含水率、更低的污泥浓度,当剩余污泥作为阳极底物时,BES具有更低的传质内阻和更高的最大功率密度(5.8~6.5 W/m3);剩余污泥中有机物的水解过程比脱水污泥更快速和有效,其TCOD去除率达46.2±3.4%。阴极液p H值和六价铬浓度对化学双阴极BES效能的影响显着。当阴极液p H值从4降低到2时,阴极电极反应的活性增强,阴极液的导电性提升,阴极内阻降低。当p H为1时,Cr(VI)的还原时间最短(96~262 h),还原率最高(96.3%~98.0%),最大功率密度也最高(5.8~6.3 W/m3),对EBOM降解率最大(72.3±0.7%)。升高阴极液Cr(VI)浓度促进系统的产电,表现在阳极生物膜中产电菌在属水平上的相对丰度增加,阳极室内产生电子中用于产电的比例增加,而不利于系统产甲烷,主要的产甲烷酶基因相对丰度降低;反之,利于系统产甲烷,阳极生物膜中主要产甲烷菌的数量降低,阳极室内产生的电子用于产甲烷的比例增加。对生物-化学双阴极BES运行效能与机制的研究结果表明,生物-化学双阴极BES在Cr(VI)还原效能和产电效能方面有所提升。生物-化学双阴极BES的Cr(VI)还原时间较化学阴极BES短,在对Cr(VI)还原的叁个运行周期内,其电压始终保持在0.672 V以上,污泥TCOD去除率较化学阴极BES高18.2%。在影响生物-化学双阴极BES运行效能的各因素中,污泥TCOD越高,Cr(VI)还原速率越快,功率密度越高;阴极液Cr(VI)浓度越高,Cr(VI)还原速率越快;系统内阻值随p H降低而降低,最大功率密度随p H降低而增加。在生物-化学双阴极BES的运行机制研究中,相比于化学双阴极BES,生物阴极和化学阴极的联合作用保证了产电作用的稳定进行,提高阳极生物膜中以Geobacter spp.为主的产电菌的相对丰度,增加系统电流和用于Cr(VI)还原的电子量,促进污泥有机物的降解。其中生物-化学双阴极BES的Cr(VI)还原反应为一级反应,动力学常数k值随化学阴极液Cr(VI)浓度的升高而增加,随p H升高而减小,降低阴极液p H主要是降低了阳极的扩散阻抗和阴极溶液电阻、化学阴极的扩散内阻和电荷传递电阻。本研究针对生物电化学系统降解污泥与还原六价铬所取得的研究成果,尤其采用生物-化学双阴极生物电化学系统降解污泥和还原六价铬的方法,可为污泥和含铬废水的处理提供新的思路和技术手段。(本文来源于《哈尔滨工业大学》期刊2018-06-01）
陈国俊[7]（2018）在《微生物还原六价铬过程中的铬同位素分馏机理探究》一文中研究指出六价铬是工业生产过程中常见的重金属污染物,如电镀、颜料、皮革生产和木材保存过程中都容易产生六价铬污染。六价铬易溶于水,且具有很强的毒性和致癌性,而叁价铬不易溶于水,且毒性低。微生物能够将地下水中的六价铬还原为叁价铬,微生物原位修复具有高效且廉价的优势。而铬同位素是监测和定量评估受污染水体中六价铬的还原程度的潜在有力手段,并且在绝大多数情况下不会受物理过程的干扰,如吸附、稀释以及蒸发等过程。同时,铬同位素可以反映受污染的地下水较大范围的六价铬还原情况。对于微生物还原六价铬过程中的铬同位素分馏系数的测定和分馏机制的理解是实现铬同位素评估受污染水体中六价铬的还原程度的关键。因此,本论文对微生物还原六价铬过程中的铬同位素的分馏机制进行了系统地研究,主要内容如下:1.不同物理化学参数对希瓦氏奥奈达菌MR-1还原六价铬过程中铬同位素分馏的响应规律在温度实验中,铬同位素分馏呈现出两阶段的变化趋势:当温度为18℃和34℃条件下,第一阶段的富集系数分别为-2.81±0.19‰和-2.60±0.14‰;随着反应进行,铬同位素分馏被强烈抑制,第二阶段富集系数分别为-0.98 ±0.49‰和-1.01 ±0.11‰。在不同pH(pH为6.0或7.2)和添加竞争性电子受体(硝酸根离子)的条件下,也观察到了类似的两阶段分馏过程。研究结果表明,所研究的环境因素的变化对希瓦氏奥奈达菌MR-1还原六价铬过程中铬同位素富集系数无显着影响。对于第二阶段富集系数显着降低,可能原因是六价铬的生物可利用性下降,六价铬的传输过程对同位素分馏产生了抑制。铬同位素可作为检测生物可利用性指示的潜在工具。2.希瓦氏奥奈达菌MR-1吸收六价铬过程中的铬同位素分馏及生物可利用性对铬同位素分馏的影响希瓦氏奥奈达菌MR-1可以通过外膜中的细胞色素c(OmcA和MtrC)将六价铬在胞外还原。同时,六价铬可以利用硫酸盐的通道以主动运输的形式穿过细胞膜,在细胞质体内被还原。MR-1的基因突变株AmtrC-△omcA则无法完成胞外还原,只能将六价铬吸收至胞内并完成还原。因此,AmtrC-AomcA可作为研究希瓦氏菌吸收六价铬过程中的铬同位素分馏效应的理想对象。本工作研究了铬的生物可利用性和初始六价铬浓度对铬同位素分馏的响应规律。通过改变电子供体浓度和初始六价铬浓度的方式降低铬的生物可利用性,以观察细菌吸收六价铬过程中的铬同位素分馏效应。当铬-氧键断裂引起的分馏被六价铬的运输过程完全抑制后,观察到的铬同位素分馏为吸收六价铬过程中的分馏。当乳酸浓度为50 mM,初始六价铬浓度分别为100 μM、50μM和7μM时,对应的富集系数分别为-1.87±0.22‰、-1.27±0.76‰和-0.23±0.13‰。富集系数为-0.23±0.13‰,表明细菌吸收六价铬的过程成为限速步,六价铬的传输过程对分馏进行了近乎完全的抑制。此外,我们通过Kampare模型,构建了铬的生物可利用性和铬同位素分馏之间的联系,并进一步加深对六价铬穿过细胞膜过程中的铬同位素分馏的理解。3.极端嗜热菌还原六价铬过程中的铬同位素分馏机理本工作从内部电子传输途径和外部不同物理化学条件两个角度,系统地研究了极端嗜热菌(Caldicellulosiruptorsaccharoayticus)还原六价铬过程中的铬同位素分馏机理。极端嗜热菌通过镍铁氢化酶实现对六价铬的胞外还原。氯化铜是特殊的细胞膜表面的镍铁氢化酶的抑制剂,在氯化铜的作用下,镍铁氢化酶对六价铬的还原过程被显着抑制,六价铬穿过细胞膜在胞内发生还原。本工作发现在添加和未添加氯化铜的条件下,铬同位素富集系数在误差范围内一致,而中性红可作为电子载体调节六价铬的还原过程。在添加和未添加中性红的条件下,富集系数在误差范围内一致。通过比较这些富集系数,我们讨论了不同电子传输途径对分馏的影响,以及六价铬的传输过程,包括穿过细胞膜的过程及不同还原酶对分馏的影响。另一方面,本工作还研究了不同温度(50℃和70℃)、氢气浓度和不同的电子供体类型对铬同位素分馏的影响。不同温度和氢气浓度对铬同位素分馏无明显影响;而氢气作为电子供体时的铬同位素富集系数略高于葡萄糖作为电子供体时的铬同位素富集系数。(本文来源于《中国科学技术大学》期刊2018-05-01）
丛浩然,陈志瑾[8]（2018）在《生物科学探索实验:还原六价铬盐的耐碱性细菌的分离与鉴定》一文中研究指出1前言作为一种重要的化学制品,铬盐被广泛应用于现代工业中,包括合金、制革、冶金、颜料、印染工业以及电镀业等。然而在铬盐生产过程中,大量铬渣作为废物被产生出来。截至2005年,仅在中国就产生多达6×106t铬渣,其中仅有2×10~6t被无害化处理。堆积的铬渣对环境造成严重危害,世界范围内由于对含铬废物的不当处理导致了大量水和土壤的污染事件。铬盐的氧化态包括从Cr(II)到Cr(VI),其中Cr(III)(本文来源于《中学生物学》期刊2018年04期）
陈国才,梁好,刘传胜,谷静静,吴锦华[9]（2017）在《不同电子供体和受体对零价铁与微生物协同还原六价铬的影响》一文中研究指出采用间歇实验考察了有机质及氧、硝酸盐和硫酸盐对零价铁(Fe0)与微生物协同还原Cr(Ⅵ)过程的影响。实验结果表明,对于Cr(Ⅵ)的去除协同体系明显优于Fe0和微生物单独作用;外加有机质如乙酸钠、乙醇、葡萄糖和腐殖酸可显着地提高协同体系去除Cr(Ⅵ)的效果,反应3 d后Cr(Ⅵ)去除率分别提高了33%、19%、16%和11%;空气对协同体系还原Cr(Ⅵ)过程影响不明显,但硝酸盐明显地抑制Cr(Ⅵ)的还原,且抑制作用随硝酸盐浓度升高而增强;硫酸盐诱导微生物在Fe0表面生成具有强吸附能力和强还原能力的硫铁矿物,促进Cr(Ⅵ)的去除。当硫酸根浓度为960 mg·L~(-1)时,反应2 d后Cr(Ⅵ)去除率提高了39%。在零价铁与微生物协同修复Cr(Ⅵ)污染水体中应充分考虑电子供体和受体的影响。(本文来源于《环境工程学报》期刊2017年06期）
闫文文,陈启荣,孟祥福,王斌[10]（2017）在《可循环使用聚乙烯醇/二氧化钛纳米复合薄膜光催化还原六价铬离子（英文）》一文中研究指出光催化还原废水中的六价铬离子作为一种具有吸引力的处理方法得到广泛的研究.本文报道了一种利用高透明聚乙烯醇/二氧化钛(PVA/TiO_2)纳米复合薄膜光催化还原Cr(Ⅵ)的方法.通过简单的水热法和溶液涂抹技术制备了PVA/TiO_2纳米复合薄膜,并对其进行了表征.结果表明,原位生成的10 nm左右的锐钛矿型TiO_2纳米粒子均匀分散在PVA基体中,该薄膜在可见光下对Cr(Ⅵ)显示出优异的光催化还原速率.机理研究表明,PVA不仅作为TiO_2纳米粒子的透明载体,而且能有效地促进光致电子和空穴的分离.此外,在多次光催化循环中,PVA/TiO_2纳米复合薄膜展示出良好的稳定性和优异的可循环利用性能,并且该薄膜对还原后的Cr(Ⅲ)表现出良好的选择性吸附,从而可以实现废水中铬离子的彻底去除.(本文来源于《Science China Materials》期刊2017年05期）
还原六价铬论文开题报告
（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：
近年来,半导体光催化技术作为一种经济环保的废水处理技术,在还原Cr(Ⅵ)方面具有广阔的应用前景。而低成本、高效率可见光催化剂的研制是实现工业化的关键。SnS2是具有CdI2型结构的层状可见光响应光催化剂,但因其光生电子和空穴的快速复合,光催化活性达不到预期效果,从而限制了 SnS2的发展。研究表明,SnS2与半导体、共轭聚合物或石墨烯及其衍生物复合可显着提高其光催化活性。因为它们与SnS2复合可以形成异质结,这有利于光生电子和空穴的分离。因此,本文分别采用环化聚丙烯腈(CPAN)、SnO2和共轭的聚氯乙烯衍生物(CPVC)、SnO2和氮掺杂石墨烯(NG)对SnS2进行改性,合成SnS2/CPAN、SnO2/SnS2/CPVC和SnO2/SnS2/NG纳米复合物,并研究其在可见光照射下光催化还原Cr(Ⅵ)的性能。本文完成的主要内容如下:1.采用叁步法合成了 SnS2/CPAN纳米复合材料。利用X-射线粉末衍射仪(XRD)、傅里叶变换红外光谱仪(FTIR)、拉曼光谱仪(Raman)、X-射线光电子能谱仪(XPS)、场发射透射电镜(HRTEM)、紫外-可见漫反射光谱仪(UV-vis DRS)、荧光光谱(PL)和电化学阻抗(EIS)等测试表征了样品的组成、结构、光学和电学性质;利用氮气吸附脱附曲线测试了样品比表面积的大小;以50 mg/L K2Cr2O7水溶液作为目标污染物,可见光照射下探究了 PAN与SnS2的初始用量比、SnS2/PAN的热解温度和时间对产物光催化活性的影响。同时,探讨了优化条件下所制SnS2/CPAN-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)与SnS2相比,SnS2/CPAN-2二元复合材料中光生电子-空穴的分离效率更高、电荷的转移速率更快;(2)PAN与SnS2初始质量比为1%,SnS2/PAN的热解温度和时间分别为200℃和2 h,合成的SnS2/CPAN-2纳米复合物的光催化活性最高;(3)SnS2/CPAN-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理是以e-直接还原为主。2.采用四步法合成了 SnO2/SnS2/CPVC叁元复合材料。利用多种测试手段表征了样品的组成、结构、光学和电学性质。探究了不同条件下合成的SnO2/SnS2和SnO2/SnS2/CPVC产物光催化还原Cr(Ⅵ)的活性。同时,探讨了 SnO2/SnS2/CPVC-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)与 SnS2、SnO2/SnS2-1.0h、SnS2/CPVC 相比,SnO2/SnS2/CPVC-2 复合物中光生电子-空穴的复合率更低、电荷转移速率更快;(2)Sn02和CH3CSNH2的水热反应时间为1.0 h,合成的SnO2/SnS2-1.0 h材料的光催化活性最高;(3)PVC与SnO2/SnS2-1.0 h初始质量比为1%,合成的SnO2/SnS2/CPVC-1.0%复合物的光催化活性最高;(4)SnO2和CPVC在提高SnS2光催化活性方面具有协同作用;(5)SnO2/SnS2/CPVC-2光催化还原Cr(Ⅵ)的机理是以e-直接还原为主。3.采用两步法合成了 SnO2/SnS2/NG叁元复合材料。利用多种测试手段表征了样品的组成、结构、光学和电学性质。探究了 NG与SnO2/SnS2初始质量比对产物光催化还原Cr(Ⅵ)的活性影响。同时,探讨了 Sn02/SnS2/NG光催化还原Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:(1)相较于SnS2和SnO2/SnS2而言,SnO2/SnS2/NG叁元复合物的光生电子和空穴的复合率更低,电荷的转移速率更快;(2)NG与SnO2/SnS2初始质量比为1%,合成的SnO2/SnS2/NG-2光催化性能最好;(3)Sn02和NG在提高SnS2光催化活性方面具有协同作用;(4)SnO2/SnS2/NG-2催化剂还原Cr(Ⅵ)的机理是e-直接还原为主。
（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。
还原六价铬论文参考文献
[1].赵文玉,易赋淘,甘慧慧,张会宁,钱勇兴.氯掺杂g-C_3N_4纳米片光催化氧化染料污染物与还原六价铬的协同处理研究[J].材料导报.2019
[2].苏艳.硫化锡的改性及其光催化还原六价铬的性能研究[D].扬州大学.2019
[3].韩卉.碳源和硫酸盐对厌氧污泥生物还原六价铬的影响及机制[D].华东师范大学.2019
[4].高卫国,钱林波,韩璐,陈梦舫.锰铁氧体吸附及催化柠檬酸还原六价铬的过程及机理[J].环境化学.2018
[5].赵孟莉,王婉妮,黄辰曦,董旺,汪洋.近红外光驱动的UCNPs/Zn_xCd_(1-x)S纳米复合结构的化学合成并用于光化学还原六价铬（英文）[J].催化学报.2018
[6].于航.双阴极BES系统降解污水污泥与还原六价铬的效能与机制[D].哈尔滨工业大学.2018
[7].陈国俊.微生物还原六价铬过程中的铬同位素分馏机理探究[D].中国科学技术大学.2018
[8].丛浩然,陈志瑾.生物科学探索实验:还原六价铬盐的耐碱性细菌的分离与鉴定[J].中学生物学.2018
[9].陈国才,梁好,刘传胜,谷静静,吴锦华.不同电子供体和受体对零价铁与微生物协同还原六价铬的影响[J].环境工程学报.2017
[10].闫文文,陈启荣,孟祥福,王斌.可循环使用聚乙烯醇/二氧化钛纳米复合薄膜光催化还原六价铬离子（英文）[J].ScienceChinaMaterials.2017