导读:本文包含了增溶洗脱论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:多环芳烃,表面活性剂,临界胶束浓度,表观溶解度
增溶洗脱论文文献综述
张鑫[1]（2017）在《复配表面活性剂增溶洗脱修复多环芳烃污染土壤实验》一文中研究指出本论文针对徐州某焦化厂遗留场地的多环芳烃污染情况,选取菲、芘作为目标污染物,将烷基糖苷(APG)和十二烷基苯磺酸钠(SDBS)按不同比例复配,考察其复配行为及对菲、芘的增溶洗脱效果,结果如下:(1)APG/SDBS复配体系的复配行为研究表明:C总一定时,随着复配比α增大,表面张力γ和临界胶束浓度CMC表现出先降低后升高的趋势;当α=0.4时复配体系的CMC最小(200mg/l),且当α≤0.4时,复配体系CMC均低于二者单一表面活性剂的CMC;当α≤0.7时,实际测得CMCexp值低于理想溶液混合的CMC*值,复配体系表现出较为明显的增效作用;(2)APG/SDBS复配体系水溶液中菲、芘的增溶效果研究表明:当复配体系的α一定时,随着C总的增加菲、芘的Sw和Sw/S*均增加。当复配体系C总一定时,随着α增大,菲、芘的Sw和Sw/S*先升高后降低,α=0.4时得到最高值,α=1时得到最低值;复配体系对菲、芘的MSR在α=0.2,0.3,0.4时较高。当复配体系C总和α一定时,菲的Sw和MSR均大于芘,但是芘的Sw/S*远大于菲。环境温度由10℃升至50℃,菲、芘的Sw逐渐升高,当温度高于30℃,增加趋势变缓;体系p H由5升至10,菲、芘的Sw先增加后缓慢降低,在p H=9时最大(菲:33.83mg/l、芘:30.68mg/l)。(3)复配体系在不同浓度、复配比、固液比、温度、p H及超声条件下对土壤中菲、芘的洗脱率实验研究表明:复配体系浓度C总=4000mg/l时,随着α增大,对菲、芘的洗脱效率先升高后降低,在α=0.4时达到最高值,菲72.4%、芘61.05%,且洗脱效率明显高于单一的SDBS和APG;α=0.4时,随着C总不断增大,复配体系对菲、芘的洗脱效率逐渐升高。α=0.4,C总=4000mg/l时,随着p H升高,复配体系对菲、芘的洗脱效率先增加后降低,在p H为9左右达到最大值(菲:72.78%、芘:61.05%);表面活性剂溶液体积、温度、超声时间的增加,复配体系对菲、芘的洗脱效率增加;超声时间的增加,复配体系对菲、芘的洗脱效率逐渐增大,且超声显着提高复配体系对菲、芘的洗脱效率,超声时间为3h时,菲、芘洗脱效率已从未超声前的73.4%和61.2%增加至94.2%和91.4%。(本文来源于《中国矿业大学》期刊2017-05-01）
刁静茹[2]（2017）在《LED3A的增溶/螯合性能及其对Cu（Ⅱ）-菲复合污染黄土的洗脱作用及机理》一文中研究指出复合污染是土壤污染的普遍现象,其中重金属-多环芳烃(PAHs)复合污染占很大的比重。通常,复合污染土壤较单一污染土壤更难于修复。在诸多污染土壤修复技术中,化学淋洗修复技术因周期短、效果显着而被广泛应用于单一污染或同类污染物形成的复合污染,如螯合剂修复重金属污染土壤、表面活性剂修复有机污染土壤。近几年,有研究者将螯合剂与表面活性剂联用,处理重金属-PAHs复合污染土壤,但存在过程不易调控、洗脱液处理困难或淋洗液(如乙二胺四乙酸,EDTA)不易生物降解等问题。因此,选择与重金属和有机污染物同时具有较强作用的增效试剂,是重金属-有机物复合污染土壤化学淋洗修复迫切需要解决的问题。本文选用兼具表面活性和螯合功能且易降解的螯合型表面活性剂,十二酰基乙二胺叁乙酸盐(LED3A)作为增效试剂。采用批平衡实验方法,研究了LED3A对溶液体系中PAHs的增溶作用、对重金属的螯合作用机理和主要影响因素;分别考察了LED3A对混合PAHs的增溶程度、对混合重金属氢氧化物的螯合顺序、对菲和Cu(OH)_2共存体系的增溶/螯合作用效果及其相互影响;探究了LED3A、Cu(Ⅱ)和菲在黄土上的吸附行为和主要影响因素;并在此基础上研究了LED3A对Cu(Ⅱ)、菲单一和复合污染黄土的洗脱作用和机理。论文取得了以下研究成果:(1)LED3A临界胶束浓度为707 mg·L~(-1)(25℃)。温度、pH值、共存离子等因素都会影响LED3A溶液增溶PAHs的性能。LED3A可增溶菲,胶束增溶效果显着,溶液pH值、共存重金属离子是影响增溶的主要因素,pH值在4~7之间增溶效果最显着,共存Cu(Ⅱ)会显着提高LED3A对菲的增溶能力。一级动力学方程最适合描述LED3A对菲的增溶过程。LED3A对不同PAHs的增溶程度大小顺序为芘>菲>萘。LED3A对菲的增溶性能,与两种常用阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和十二烷基硫酸钠(SDS)相近。(2)LED3A胶束螯合能力大于单体。LED3A可通过与重金属离子M(Ⅱ)发生螯合,而促进难溶重金属氢氧化物M(OH)_2的溶解,并形成稳定可溶的螯合物LED3A-M。LED3A与Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的配位稳定常数大小次序为Cu(Ⅱ)>Zn(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)。LED3A对Cu(OH)_2的溶解过程为自发、吸热的熵增过程。一级动力学方程最适合描述LED3A对Cu(Ⅱ)的螯合溶解过程。pH对LED3A溶解Cu(OH)_2影响较大,pH在5~9之间溶解效果较好,共存Ca(Ⅱ)、Mg(Ⅱ)离子会对LED3A溶解Cu(OH)_2产生抑制作用,菲的存在对LED3A溶解Cu(OH)_2几乎无影响。(3)LED3A在增溶二元或叁元混合PAHs时,共存的有机物彼此之间会产生促进增溶作用,LED3A增溶叁元混合PAHs体系的增溶程度顺序为芘>菲>萘。LED3A胶束螯合溶解二元或叁元混合M(OH)_2时,不同重金属之间存在螯合竞争,产生相互抑制作用,LED3A螯合溶解叁元混合M(OH)_2的溶解量顺序为Cu(OH)_2>Cd(OH)_2>Zn(OH)_2。螯合饱和的LED3A-Cu(Ⅱ)溶液可以促进菲的增溶,增溶饱和的LED3A-菲体系对Cu(Ⅱ)的螯合能力亦有所提高。LED3A可同时增溶多环芳烃和螯合重金属。(4)LED3A、菲和Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附均符合准二级动力学模型。Langmuir、Freundlich及D-R模型均可较好地拟合LED3A在黄土上的吸附过程;LED3A的吸附量随温度、pH增大而减小,随离子强度和水土比的增大而增加;LED3A的吸附损失(25℃)为34.82%。菲在黄土上的吸附等温线符合Henry线性模型;升高温度、增大pH值吸附量减小,Cu(Ⅱ)对菲的吸附有弱抑制作用;低浓度LED3A对菲的吸附有促进作用,但LED3A自身达到吸附饱和后,会对菲的吸附产生抑制。Langmuir模型适合描述Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附;升高温度、增大pH,Cu(Ⅱ)的吸附量增加;菲的存在会抑制Cu(Ⅱ)的吸附;LED3A浓度大于3000 mg·L~(-1)时,对Cu(Ⅱ)的吸附有促进作用。(5)LED3A对单一Cu(Ⅱ)、菲和Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤的洗脱动力学过程均符合准二级动力学模型。LED3A不仅可以去除土壤中单一Cu(Ⅱ)、菲污染物,还可以同时洗脱土壤中共存的Cu(Ⅱ)和菲;对单一污染土壤的洗脱效果略好于复合污染土壤。LED3A对Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤中两种污染物的最大一次洗脱率都可达到60%以上,复合污染土壤中Cu(Ⅱ)对菲的洗脱有抑制作用,而菲对Cu(Ⅱ)的洗脱影响不显着。LED3A可在较宽的pH范围内(5~10)应用。初步比较了LED3A和螯合剂与表面活性剂复配体系EDTA-SDS、EDTA-TX100(聚乙二醇辛基苯基醚)对复合污染土壤的洗脱效果,复配体系对Cu(Ⅱ)的洗脱率较LED3A高10~20%左右,对菲的洗脱率较LED3A高约5~15%。总之,新型螯合型表面活性剂LED3A可有效增溶PAHs和螯合重金属,可实现对重金属-有机物复合污染土壤中两种污染物的同时有效洗脱,有望作为复合污染土壤的化学淋洗试剂,在重金属-有机物复合污染土壤修复中具有广阔的应用前景。(本文来源于《兰州交通大学》期刊2017-04-01）
肖鹏飞,宋玉珍,王剑桥[3]（2014）在《表面活性剂对东北黑土中苯并[a]芘的增溶洗脱作用》一文中研究指出研究了4种常见表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)、十二烷基硫酸钠(SDS)、Tween80和TritonX-100对东北农田黑土土壤中苯并[a]芘的洗脱修复效果。增溶试验结果表明,非离子表面活性剂Tween80和TritonX-100对苯并[a]芘的增溶能力显着高于阴离子表面活性剂SDBS和SDS。4种表面活性剂在单一和混合处理条件下均能不同程度地洗脱土壤中的苯并[a]芘,且洗脱率随着表面活性剂浓度的增加而增大。各表面活性剂洗脱能力大小顺序为Tween80-SDS(3:1)>Tween80-SDS(1:1)>Tween80-SDS(10:1)>Tween80>TritonX-100>SDS>SDBS,当Tween80和SDS质量比为3:1时对两受试土壤中苯并[a]芘的去除率分别达到最高的42.3%和44.8%,可见阴-非离子混合表面活性剂对土壤苯并[a]芘的洗脱效果好于单一表面活性剂。土壤老化70 d后,Tween 80和Tween 80-SDS(3:1)处理对苯并[a]芘的洗脱率相比老化仅14 d的土壤分别下降了20.5%和12.9%,表明土壤老化时间的增加可降低表面活性剂对苯并[a]芘的洗脱去除效果。(本文来源于《土壤通报》期刊2014年03期）
马晓红[4]（2014）在《增溶洗脱联合均相类Fenton氧化修复多氯联苯污染场地土壤的研究》一文中研究指出多氯联苯（PCBs）是一类人工合成的持久性有机污染物，具有致癌、致畸和致突变作用，由于PCBs低的水溶性和挥发性，环境中的PCBs大部分都存在于土壤中。修复PCBs污染土壤的方法主要有物理、化学和生物法，其中化学法凭借快速有效的修复率得到了国内外较为广泛的应用，尤其是Fenton试剂氧化法。Fenton试剂氧化法是在酸性条件下利用Fe2+催化H2O2产生大量的羟基自由基（OH）来迅速将污染物氧化降解的一种高级氧化技术。随着研究地不断深入，人们针对传统Fenton体系H2O2利用率不高、Fe2+易被氧化、不能充分矿化有机物等缺点又将Fe3+、紫外光、微波及超声等引入，形成了类Fenton试剂氧化法。在这些类Fenton方法中，Fe3+和H2O2的组合是一种典型的方法，用Fe3+代替Fe2+不仅能降低反应成本，而且可以起到充分矿化有机物的作用，是一种很有前景的类Fenton试剂法。然而由于土壤中的多氯联苯会与土壤有机质发生紧密的吸附作用，再加上多氯联苯在水中的溶解度很低，提高疏水性有机污染物的在水相中的溶解度是修复多氯联苯污染土壤的关键步骤之一。众所周知，表面活性剂作为一种优良的淋洗液，常常用来增加疏水性物质在水中的溶解度，是一种修复高浓度有机物污染土壤的有效方法。本研究针对多氯联苯污染土壤的特殊性，利用增溶洗脱技术联合类Fenton氧化技术对多氯联苯污染的土壤进行修复。在参考已有的研究报道基础上，本研究选用4种洗脱剂（羟丙基-β-环糊精、Brij58、Brij30和Tween-80）作为淋洗液淋洗宁波变压器垃圾填埋场地土壤中的多氯联苯。然后选取PCB28作为污染场地土中典型的研究代表，研究并优化了Fe3+-H2O2类Fenton体系对PCB28的氧化降解条件。最后利用优化后的类Fenton体系对淋洗液中的多氯联苯进行氧化降解。本文的主要研究结论如下：1.4种洗脱剂对变压器垃圾填埋场PCBs污染土壤的洗脱效果最好的是Brij58,最佳洗脱条件为：25℃、pH为4.5、10g L-1Brij58，洗脱48h后，PCBs的总洗脱率为60%。2.水溶液中类Fenton催化反应条件的优化：①Fe3+和H2O2组成的均相类Fenton反应体系对低浓度的PCB28（100ppb）具有明显的降解作用。在最佳降解条件pH为3、H2O2浓度为50mmol L-1、Fe3+浓度为500μmol L-1和25℃时，反应9h后PCB28的降解率可达96%。②不同酸根离子的加入对PCB28在Fe3+-H2O2类Fenton体系中降解的抑制作用表现为PO–43﹥SO–42﹥Cl–﹥ClO–4﹥NO–3。③PCB28的降解率随体系中丙酮浓度的增加而显着下降，而叔丁醇的猝灭作用表明反应体系的活性物质是OH。④PCB28的主要降解产物由1个一氯联苯、3个二氯联苯和2个羟基-叁氯联苯组成。3.表面活性剂溶液中类Fenton体系对PCB28的氧化降解：①在10g L-1Brij58溶液中Fe3+和H2O2组成的均相类Fenton反应体系对低浓度的PCB28（100ppb）的降解效果最好，反应9h后，PCB28的降解率为64.05%，最佳降解条件pH为3、H2O2浓度为50mmol L-1、Fe3+浓度为500μmol L-1和25℃时。②Fe3+和H2O2组成的均相类Fenton反应体系在优化降解条件pH为3、H2O2浓度为50mmol L-1、Fe3+浓度为5mmol L-1和25℃时，反应9h后，PCB28（10ppm）在10g L-1Brij58溶液中的降解率42%。③Fe3+和H2O2组成的均相类Fenton反应体系在优化降解条件pH为3、H2O2浓度为50mmol L-1、Fe3+浓度为5mmol L-1和25℃时，反应9h后，高浓度淋洗液中PCB28（286ppm）的降解率为34.58%。(本文来源于《兰州交通大学》期刊2014-04-07）
胡晓钧,李玉双,宋雪英[5]（2011）在《超分子淋洗剂TCAS对土壤重金属的增溶洗脱机理》一文中研究指出随着我国工业化及城市化进程的加快,土壤重金属污染状况日趋严峻,土壤污染状况已开始对土地资源可持续利用与农产品的生态安全构成威胁。目前,国内对重金属污染场地的主要修复方法仍然是客土法和换土法,这并不能从根本上去除重金属污染物。其他的修复方法也有所使用,但都存在一定的局限性,如化学固定法处理后的污染物仍滞留在土壤中环境风险依然存在,需要长期进行安全性监测评估;生物修复方法由于价廉,无二次污染等优点得到广泛的关注,但往往修复效率较低,修复周期较长,有的甚至长达数十年。近年来,土壤淋洗修复技术作为化学修复法的重要技术手段以(本文来源于《第六届全国环境化学大会暨环境科学仪器与分析仪器展览会摘要集》期刊2011-09-21）
陈刚,姜霞[6]（2010）在《复合表面活性剂(SDS/Tw-80)对长链烷烃的增溶和柴油污染土壤的洗脱作用》一文中研究指出表面活性剂能够快速高效处理石油污染土壤,但由于所选用表面活性剂的类型和配比、土壤性质、污染物种类的差异,洗脱效果和作用原理不尽相同。通过研究复合表面活性剂SDS/Tw-80对石油烷烃的表观增溶和从受试土壤中的洗脱过程,探讨和阐释影响洗脱过程的各种因素。结果表明,复合表面活性剂对污染土壤中的石油烷烃洗脱效果较单一表面活性剂更好,且随复合表面活性剂SDS/Tw-80中的组分配合比例的增大而显着提高,同时能够降低胶束的成束浓度要求,扩大目标物在单位胶束内的容纳量,促使各目标长链烷烃进入胶束内部的趋势加大。复合表面活性剂的适用不仅能够改善胶束构成,且组分间表现出显着的协同作用,从而使在保证较高洗脱效率的同时能够大幅降低试剂用量,有效地克服土壤的吸附作用,把对土壤性状的影响降低,对土壤质量的恢复具有积极意义。(本文来源于《农业环境科学学报》期刊2010年07期）
陈伟伟,王国庆,章瑞英,赵欣,林玉锁[7]（2010）在《Tween 80对DDTs污染场地土壤的增溶洗脱效果研究》一文中研究指出以苏南某滴滴涕类化合物(DDTs)污染场地土壤为研究对象,进行实验室批量洗脱试验,研究了环境友好型表面活性剂Tween80对土壤中DDTs的增溶洗脱效果及其影响因素。结果表明,Tween80显着地增加了DDTs表观溶解度,在临界胶束浓度(CMC)以上对DDTs的增溶曲线呈指数衰减函数关系,DDTs各组分洗脱量顺序为4,4′-DDT>4,4′-DDD>2,4′-DDD>2,4′-DDT。Tween80的浓度、洗脱次数及土壤吸附作用共同影响其对DDTs的洗脱效果。去离子水能有效去除土壤中残留Tween80,Tween80解吸附率最高可达72.66%,大大降低了Tween80二次污染土壤的风险。Tween80增溶和去离子水解吸附联合过程对DDTs洗脱效果产生显着的协同作用。10000mg·L-1浓度条件下Tween80对DDTs的去除率最高为72%,其次为8000mg·L-1的Tween80水溶液,去除率为66.72%。采用8000mg·L-1的Tween80溶液进行土壤洗涤处理,结合其他修复技术,可能会是修复DDTs污染土壤的有效技术方案之一。(本文来源于《农业环境科学学报》期刊2010年02期）
钟宁,李顺兴,郑燕红,郭丽清,杨颖颖[8]（2009）在《羟乙基-β-环糊精对五氯苯酚的增溶、洗脱及光催化降解的影响》一文中研究指出研究了一种高水溶性的环糊精衍生物羟乙基-β-环糊精(HECD)溶液对弱极性有机农药五氯酚(PCP)的增溶作用、土壤中PCP的洗脱去除作用以及对PCP的光降解的影响.实验结果表明,HECD的存在使PCP农药在水中的溶解度显着增加,增溶作用主要是由于农药与HECD形成包合物而引起的;但HECD的存在对土壤中的PCP的洗脱去除效果却不明显;而且由于β-CD及HECD与PCP形成稳定的包合物,能保护客体分子反而抑制其光解,HECD对PCP光解的影响比β-CD更显着.(本文来源于《漳州师范学院学报(自然科学版)》期刊2009年04期）
陈伟伟[9]（2009）在《表面活性剂对污染场地土壤中DDTs的增溶洗脱作用研究》一文中研究指出近年来,随着我国经济的快速发展,土壤环境污染问题日益突现,区域土壤环境质量出现恶化,严重影响农产品的安全和水环境安全,威胁着人民群众的身体健康,尤其污染场地土壤的修复已成为全球关注的重大环境问题。本论文选用表面活性剂为增溶试剂,以苏南某农药厂DDTs污染土壤为研究对象,研究了表面活性剂类型、浓度、土壤吸附量、液土比、洗脱时间等因素对表面活性剂增溶DDTs的影响,初步探究了DDTs在不同粒级土壤颗粒中的分布特点以及表面活性剂对不同粒级土壤中DDTs的增溶洗脱效果,为开展有机氯农药污染土壤修复技术研究提供了科学依据。本论文设计并完成了叁部分试验,获得了以下研究成果：(1)针对场地污染土壤特点筛选出最佳增溶试剂和确定出最优试验条件。该污染场地土壤中DDTs污染物浓度高且极端疏水,本论文试验选用增溶容量大、生物毒性较小的非离子型表面活性剂Tween20、Tween40、Tween60、Tween80和Tween85作为增溶试剂；增溶试验结果表明,它们对DDTs的增溶作用明显,洗脱液中DDTs表观溶解度分别是清水中的4～556倍,增溶能力顺序为：Tween80> Tween60> Tween40> Tween20> Tween85.DDTs表观溶解度增溶倍数与表面活性剂水溶液浓度呈指数衰减函数关系,8000～10000mmg·L-1是比较理想的洗脱浓度范围；在利用Tween80对DDTs进行增溶试验时,选取洗脱时间为12h,洗脱液土比为40：1作为最优的试验条件。(2)系统研究了Tween80对DDTs污染土壤的增溶洗脱修复效果。试验结果表明,Tween80对DDTs的洗脱去除效果显着,对DDTs的去除率高达72%；Tween80在土-水系统中吸附损失较小,去离子水对土壤中残留Tween80解吸效果明显,解吸率最高达到72.66%。(3)初步探索了不同粒径土壤中DDTs的含量分布及Tween80对各粒径土壤中DDTs的增溶规律。研究结果表明,不同粒径土壤中DDTs的含量是不均匀的,各粒径土壤中I)DTs含量高低顺序为：粗砂>细砂>粘粒>粉粒；表面活性剂对粘粒、粉粒和砂粒土壤中DDTs的增溶洗脱效果也各不相同,增溶洗脱能力顺序为：粘粒>粉粒>细砂；各粒径土壤中DDTs的含量与土壤有机质含量呈较好的线性函数关系。不同粒径土壤中矿物质组分各不相同,对DDTs的吸附能力有一定影响。(本文来源于《南京农业大学》期刊2009-12-01）
姜霞,陈刚,金相灿,丁爱中[10]（2009）在《复合表面活性剂对污染土壤中柴油的增溶和洗脱作用》一文中研究指出研究了3种表面活性剂及其不同浓度配比对五种柴油链烃的增溶及对柴油污染土壤的洗脱作用。结果表明,复合表面活性剂的增溶效果优于单一表面活性剂,其中尤以阴离子表面活性剂SDS与非离子表面活性剂Tw-80的配比效果最佳;随阴离子表面活性剂复合比例的提高,可以有效地降低复合表面活性剂混合胶束的临界胶束浓度,提高单位表面活性剂接纳目标污染物的能力,增大目标链烃分配进入胶束相的倾向,同时有效降低增溶平衡时对表面活性剂用量的要求;高浓度的阴离子表面活性剂具有很高的污染洗脱效率,非离子表面活性剂Tw-80则易被土壤吸附而导致洗脱效率低下,但阴离子表面活性剂SDS与Tw-80配比能够有效地改善Tw-80易被土壤吸附的现象,并随复合比例提高而不同程度的增强污染土壤中柴油的洗脱效果。(本文来源于《生态环境学报》期刊2009年02期）
增溶洗脱论文开题报告
（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：
复合污染是土壤污染的普遍现象,其中重金属-多环芳烃(PAHs)复合污染占很大的比重。通常,复合污染土壤较单一污染土壤更难于修复。在诸多污染土壤修复技术中,化学淋洗修复技术因周期短、效果显着而被广泛应用于单一污染或同类污染物形成的复合污染,如螯合剂修复重金属污染土壤、表面活性剂修复有机污染土壤。近几年,有研究者将螯合剂与表面活性剂联用,处理重金属-PAHs复合污染土壤,但存在过程不易调控、洗脱液处理困难或淋洗液(如乙二胺四乙酸,EDTA)不易生物降解等问题。因此,选择与重金属和有机污染物同时具有较强作用的增效试剂,是重金属-有机物复合污染土壤化学淋洗修复迫切需要解决的问题。本文选用兼具表面活性和螯合功能且易降解的螯合型表面活性剂,十二酰基乙二胺叁乙酸盐(LED3A)作为增效试剂。采用批平衡实验方法,研究了LED3A对溶液体系中PAHs的增溶作用、对重金属的螯合作用机理和主要影响因素;分别考察了LED3A对混合PAHs的增溶程度、对混合重金属氢氧化物的螯合顺序、对菲和Cu(OH)_2共存体系的增溶/螯合作用效果及其相互影响;探究了LED3A、Cu(Ⅱ)和菲在黄土上的吸附行为和主要影响因素;并在此基础上研究了LED3A对Cu(Ⅱ)、菲单一和复合污染黄土的洗脱作用和机理。论文取得了以下研究成果:(1)LED3A临界胶束浓度为707 mg·L~(-1)(25℃)。温度、pH值、共存离子等因素都会影响LED3A溶液增溶PAHs的性能。LED3A可增溶菲,胶束增溶效果显着,溶液pH值、共存重金属离子是影响增溶的主要因素,pH值在4~7之间增溶效果最显着,共存Cu(Ⅱ)会显着提高LED3A对菲的增溶能力。一级动力学方程最适合描述LED3A对菲的增溶过程。LED3A对不同PAHs的增溶程度大小顺序为芘>菲>萘。LED3A对菲的增溶性能,与两种常用阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和十二烷基硫酸钠(SDS)相近。(2)LED3A胶束螯合能力大于单体。LED3A可通过与重金属离子M(Ⅱ)发生螯合,而促进难溶重金属氢氧化物M(OH)_2的溶解,并形成稳定可溶的螯合物LED3A-M。LED3A与Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的配位稳定常数大小次序为Cu(Ⅱ)>Zn(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)。LED3A对Cu(OH)_2的溶解过程为自发、吸热的熵增过程。一级动力学方程最适合描述LED3A对Cu(Ⅱ)的螯合溶解过程。pH对LED3A溶解Cu(OH)_2影响较大,pH在5~9之间溶解效果较好,共存Ca(Ⅱ)、Mg(Ⅱ)离子会对LED3A溶解Cu(OH)_2产生抑制作用,菲的存在对LED3A溶解Cu(OH)_2几乎无影响。(3)LED3A在增溶二元或叁元混合PAHs时,共存的有机物彼此之间会产生促进增溶作用,LED3A增溶叁元混合PAHs体系的增溶程度顺序为芘>菲>萘。LED3A胶束螯合溶解二元或叁元混合M(OH)_2时,不同重金属之间存在螯合竞争,产生相互抑制作用,LED3A螯合溶解叁元混合M(OH)_2的溶解量顺序为Cu(OH)_2>Cd(OH)_2>Zn(OH)_2。螯合饱和的LED3A-Cu(Ⅱ)溶液可以促进菲的增溶,增溶饱和的LED3A-菲体系对Cu(Ⅱ)的螯合能力亦有所提高。LED3A可同时增溶多环芳烃和螯合重金属。(4)LED3A、菲和Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附均符合准二级动力学模型。Langmuir、Freundlich及D-R模型均可较好地拟合LED3A在黄土上的吸附过程;LED3A的吸附量随温度、pH增大而减小,随离子强度和水土比的增大而增加;LED3A的吸附损失(25℃)为34.82%。菲在黄土上的吸附等温线符合Henry线性模型;升高温度、增大pH值吸附量减小,Cu(Ⅱ)对菲的吸附有弱抑制作用;低浓度LED3A对菲的吸附有促进作用,但LED3A自身达到吸附饱和后,会对菲的吸附产生抑制。Langmuir模型适合描述Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附;升高温度、增大pH,Cu(Ⅱ)的吸附量增加;菲的存在会抑制Cu(Ⅱ)的吸附;LED3A浓度大于3000 mg·L~(-1)时,对Cu(Ⅱ)的吸附有促进作用。(5)LED3A对单一Cu(Ⅱ)、菲和Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤的洗脱动力学过程均符合准二级动力学模型。LED3A不仅可以去除土壤中单一Cu(Ⅱ)、菲污染物,还可以同时洗脱土壤中共存的Cu(Ⅱ)和菲;对单一污染土壤的洗脱效果略好于复合污染土壤。LED3A对Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤中两种污染物的最大一次洗脱率都可达到60%以上,复合污染土壤中Cu(Ⅱ)对菲的洗脱有抑制作用,而菲对Cu(Ⅱ)的洗脱影响不显着。LED3A可在较宽的pH范围内(5~10)应用。初步比较了LED3A和螯合剂与表面活性剂复配体系EDTA-SDS、EDTA-TX100(聚乙二醇辛基苯基醚)对复合污染土壤的洗脱效果,复配体系对Cu(Ⅱ)的洗脱率较LED3A高10~20%左右,对菲的洗脱率较LED3A高约5~15%。总之,新型螯合型表面活性剂LED3A可有效增溶PAHs和螯合重金属,可实现对重金属-有机物复合污染土壤中两种污染物的同时有效洗脱,有望作为复合污染土壤的化学淋洗试剂,在重金属-有机物复合污染土壤修复中具有广阔的应用前景。
（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。
增溶洗脱论文参考文献
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