一、黄河水中色氨酸铅(Ⅱ)与固体粒子相互作用的影响（论文文献综述）
王珊[1]（2019）在《壳聚糖及其复配助滤剂强化过滤研究》文中提出目前,我国经济社会发展正处于加速上升阶段,而水环境状况却未得到有效改善,地表水源仍然存在不同程度污染,饮用水水源水质超标事件时有发生。为实现优质生活饮用水供给,保障饮用水安全,多种新型水处理技术应运而生。其中,二次微絮凝强化过滤技术具有水源适应性强、降浊效果好、致病微生物去除率高、药剂投加量少、运行成本低等优点,不仅适用于常规工艺水处理厂的强化,还可进一步提高以臭氧-活性炭工艺为主的深度水处理厂出水水质。在二次微絮凝强化过滤工艺中,助滤剂的选择对强化过滤效果至关重要,传统的铝盐和聚丙烯酰胺类助滤剂会存在二次污染的风险。壳聚糖（CTS）作为天然高分子水处理药剂因来源广泛、人体无害、分子链上含有丰富的氨基和羟基活性基团,受到了广泛的关注。同时,由于壳聚糖存在阳离子性弱、水溶性差、有机物处理效果不佳等缺点,在饮用水处理方面的使用受到了限制。本研究以壳聚糖为基础材料,将无机金属离子引入壳聚糖分子链中,丰富了壳聚糖分子链中阳离子基团,制备了三种新型无机金属盐-壳聚糖复配助滤剂,并以地表水处理厂沉淀池出水为试验原水,进行了三种复配助滤剂二次微絮凝强化过滤研究。通过对比四种水处理常用壳聚糖及其衍生物强化过滤效果,优选出适合作助滤剂的壳聚糖,采用响应曲面设计中BBD模型优化了壳聚糖二次微絮凝运行参数,并探讨了壳聚糖二次微絮凝强化过滤机理。研究结果表明:盐酸质子化壳聚糖（HCTS）具有较好的强化过滤效果。HCTS投加量为0.60 mg/L,微絮凝时间2 min,微絮凝强度（速度梯度G值）为110 s-1时,二次微絮凝强化过滤性能最好。HCTS形成微絮体与滤料表面接触,主要受重力沉淀作用和阻截作用影响,且絮体粒径与过滤周期存在较好的线性负相关性。黏附机理主要靠降低水中胶体Zeta电位绝对值,增强胶体颗粒与滤料表面的界面化学作用,以及高分子吸附架桥的凝聚作用。以优选得到壳聚糖为基础,分别与新型水处理药剂硫酸钛及传统水处理药剂硫酸铝、氯化铁复配制备了三种助滤剂硫酸铝-壳聚糖复配助滤剂（AS-CTS）、氯化铁-壳聚糖复配助滤剂（FC-CTS）、硫酸钛-壳聚糖复配助滤剂（TS-CTS）。通过紫外可见光谱、傅里叶变换红外光谱、X射线衍射、扫面电镜等方法,分析了三种复配助滤剂外貌形态、微观结构和官能团的变化。红外光谱分析表明,AS-CTS助滤剂中生成了 O-Al、N-A1等基团键;FC-CTS中存在-Fe-O-Fe-键和聚合态Fe-OH-Fe;钛离子水解产物与壳聚糖的氨基、羟基发生了反应。这些无机金属盐与壳聚糖的结合,丰富了壳聚糖分子链上的阳离子和官能团,可提高胶体颗粒和滤料表面的Zeta电位,增强胶体颗粒与滤料表面的接触和粘附能力。X射线衍射分析表明,仍有部分AS晶体镶嵌在AS-CTS中;FC-CTS助滤剂形成了新的物质相结构,以非晶体形式存在;TS-CTS助滤剂形成了新的无定形态晶体结构。紫外可见光谱分析结果表明无机金属盐与壳聚糖发生了一定反应。以上结果均表明,壳聚糖分子中引入了无机金属盐的羟基水解产物。采用响应曲面设计中CCD模型确定了 AS-CTS、FC-CTS、TS-CTS三种助滤剂最适复配比和投加量。明确了最佳复配条件下,三种复配助滤剂的强化过滤性能,通过考察胶体稳定性、絮体粒径、分形维数的变化,探究了其主要强化过滤机理。优化结果为AS-CTS 助滤剂mAS/mCTS 为 4:1、CTS 投加量为 0.2 mg/L;FC-CTS 助滤剂mFC/mCTS为 9:2、CTS 投加量为 0.2 mg/L;TS-CTS 助滤剂 mTS/mCTS 为 2:1、CTS 投加量为 0.3 mg/L。最佳复配条件下,三种助滤剂强化过滤性能指数AS-CTS>TS-CTS>FC-CTS,形成微絮体粒径 FC-CTS>AS-CTS>TS-CTS,分形维数 AS-CTS>FC-CTS>TS-CTS;以 Zeta 电位为指标的界面化学作用影响AS-CTS>FC-CTS>TS-CTS。AS-CTS和FC-CTS助滤剂形成微絮体,主要在重力沉淀作用和阻截作用下与滤料表面接触;TS-CTS强化过滤迁移机理以重力沉淀作用和水动力作用为主。AS-CTS强化过滤粘附机理以AS、CTS水解阳离子的界面化学作用和CTS高分子吸附架桥作用为主;FC-CTS则以Fe（OH）3、Fe（OH）2+、Fe3（OH）45+等铁离子水解产物的吸附凝聚作用和CTS架桥作用为主;TS-CTS强化过滤主要依靠多核羟基偏氧钛吸附凝聚作用和高分子架桥作用。通过超滤膜法、树脂分离、三维荧光光谱等手段,从分子水平上,对砂滤进出水中有机物分子量、亲疏水性分布情况和荧光物质进行定量定性分析,考察三种复配助滤剂微絮凝强化过滤去除水中有机物和消毒副产物前体物质效能。研究结果表明:AS-CTS强化过滤主要去除水中大分子量的HOA（疏水酸性有机物）、HIN（亲水中性有机物）;FC-CTS强化过滤主要去除水中分子量<3 KDa组分中的HOA、HOB（疏水碱性有机物）和HIC（亲水极性有机物）;TS-CTS强化过滤主要去除>30 KDa和<3 KDa分子量组分中的HOA和HIC（亲水带电性有机物）。此外,FC-CTS强化过滤对三卤甲烷前体物质去除效果较好,去除率为53.92%。将TS-CTS助滤剂强化过滤技术应用于处理高藻水时期沉淀池出水,采用流式细胞仪对过滤前后水中微生物细胞状态和去除效果进行检测分析。针对单独使用TS-CTS助滤剂强化过滤去除藻类欠佳的情况,采用高铁酸钾预氧化与TS-CTS助滤剂强化过滤组合工艺处理高藻水。研究结果表明:TS-CTS助滤剂强化过滤过程中对微生物细胞无破坏,且可有效去除水中细菌等含有核酸类微生物,微生物去除效果优于藻类。组合工艺处理高藻水研究结果表明:组合工艺对藻类和藻源嗅味物质2-MIB去除效果较好,叶绿素a去除率达91.6%,较未预氧化提高了 18.1%。当砂滤进水中2-MIB浓度为45 ng/L时,出水浓度为5 ng/L,低于饮用水标准限值10 ng/L。此外,组合工艺还可有效去除藻源有机物,其中,被去除EOM以溶解性微生物代谢产物和色氨酸类蛋白为主,IOM主要为腐殖酸和富里酸类有机物。组合工艺强化过滤主要靠高铁酸钾的强氧化性作用,和高铁酸钾还原新生铁水解产物Fe（H20）63+的吸附电中和作用,增强滤料对藻源污染物的截留能力。综上所述,无机金属盐和质子化壳聚糖复配助滤剂材料,对实际水体具有较理想的强化过滤效果,与高铁预氧化组合工艺可用于处理高藻水。同时,助滤剂微絮凝形成絮体形态和稳定性,可预测滤池运行状态和过滤性能。该研究结果可为过滤工艺的改进和新水厂的建造提供一定的技术支持,具有广阔的应用前景。
崔晓春[2]（2017）在《再生水中余铝对生物堵塞和生物膜形成的影响与作用机制》文中提出混凝法是污水再生工艺中应用最为广泛的技术之一。其中,有约80%的混凝处理工艺选择了铝盐作为混凝剂。铝盐混凝对于传统污染物（如悬浮性有机物SS和化学需氧量COD等）高效去除的特性已被广泛报道与应用。然而,铝盐混凝对溶解性微生物代谢产物的去除规律还鲜见报道。此外,铝盐混凝深度处理出水中残留Al（Ⅲ）的水环境行为与危害尚未得到关注。论文以我国一个典型污水处理厂出水为研究对象,探讨了铝盐混凝深度处理城市污水处理厂二级出水时,对溶解性有机物的去除和铝的残留情况。此外,系统阐明了余铝加速饱和多孔介质堵塞的作用与潜在危害及对生物膜形成的影响与机制。以长春市某污水处理厂二级出水为研究对象,探究了混凝对SS和溶解性有机物的去除规律。尽管该污水处理厂的出水在SS和COD等指标上满足了中国城镇污水排放标准中的最高要求（1级A标准）,其出水中的有机物仍然含有大量的生物质相关产物（biomass-associated products,BAPs）,且这部分溶解性有机物的分子量高达150 kDa。组分分析结果表明,混凝后出水中的溶解性有机物含有大量的蛋白质成分。AlCl3混凝剂和PAC混凝剂对腐殖酸类和富里酸类物质去除效果并不显着,导致出水的可生化性较低,BOD5与COD的比值小于0.17。混凝强化深度处理后,出水中典型的BAPs,蛋白质类和多糖类物质仍然分别高达1.6 mg/L和1.2 mg/L。研究发现,使用混凝工艺深度处理城市污水,SS和BAPs无法同时达到最优的去除效果。在不同的混凝剂投加量下,残余的Al可以达到0.53-2.12 mg/L。再生水的地下储存是再生水深度处理后的去向之一。论文由此进一步探讨了再生水中的余Al（Ⅲ）导致回灌系统堵塞和堵塞机制问题。研究利用再生水回灌模拟含水层柱实验揭示了Al（Ⅲ）在饱和多孔介质的生物堵塞及Si溶解沉淀过程中的作用。发现了余Al（Ⅲ）的浓度即使低至国家饮用水的标准,在没有添加消毒剂的条件下,仍然会在大约140 h内对饱和多孔介质造成严重的堵塞。当模拟的含水层柱中含有微生物,Al（Ⅲ）的浓度分别为0.05,0.2,0.6 mg/L时,饱和多孔介质的渗透系数会分别降低40%,96%,97%,与无菌的模拟柱相比,分别增加了30%,27%,和2%。这些堵塞过程与Al（Ⅲ）对石英砂表面的性质改变相关,Al（Ⅲ）与石英砂表面形成了Si-O-Al（OH）n,促进了生物膜在石英砂表面的附着。Al（Ⅲ）增加了胞外聚合物的分泌,并因此加剧了Al与生物质同时截留的作用。当Al（Ⅲ）的浓度为0.05,0.2和0.6 mg/L时,与无Al（Ⅲ）的对照组相比,饱和多孔介质中生物质的量分别增加了21%,23%和80%。同时,由于生物质与Al（Ⅲ）的结合,使得Al（Ⅲ）的截留量分别增加了29.1%,45.2%,91.8%。微生物质产生和被截留作用的增强,促进了含水层Si的溶解和沉淀作用,破坏了饱和多孔介质的结构。以上研究表明,再生水在进行回灌时,余Al（Ⅲ）的浓度及微生物的生长需要被严格地控制。再生水残余的低浓度Al（Ⅲ）通常是与微生物共存的。因此,余铝在生物膜形成过程中的作用是其对水环境关键影响因素之一。与其他的阳离子相比,由于Al（Ⅲ）的生物毒性及水解特性,我们提出了Al（Ⅲ）能够加速生物膜形成的科学假说,并从生物膜活性和微观结构表征等方面阐述了相关机制。在0.6和2.0 mg/L Al（Ⅲ）的混凝作用下,悬浮的细菌细胞会迅速沉积,同时Al（Ⅲ）的浓度分别降低了0.07和0.14 mg/L。细胞微观结构观察结果表明Al（Ⅲ）毒害了与其紧密相连的细菌细胞,同时细菌细胞的三磷酸腺苷（ATP）分别降低了22.36%和55.91%。Al（Ⅲ）形成的聚合物与细胞壁紧密接触,破坏了细菌的细胞壁及细胞膜。这使得胞内的蛋白质从结合点的位置释放出来。Al与释放出的蛋白质上的-NH2/-NH-发生作用,进一步加速了生物膜的形成。多糖的分泌保护了生物膜继续受到Al（Ⅲ）毒性的刺激,从而促进了生物膜的成熟。因此,生物膜的微观结构显示出了明显的双层结构,蛋白和死菌细胞在下层,多糖和活菌在上层。上述研究结果表明,Al（Ⅲ）的絮凝作用和毒性刺激作用共同加速了生物膜的形成。论文阐释了Al盐混凝剂对溶解性微生物代谢产物的去除局限性和铝盐在再生水中的低浓度残留,阐明了余Al对饱和多孔介质的堵塞作用和破坏的机制,揭示了余Al在生物膜形成过程中的影响与相关机制,为污水再生工艺及地下储存提供了理论依据。
陈伟[3]（2016）在《铁钛混凝剂的制备及在除藻和控制藻源膜污染中的应用研究》文中进行了进一步梳理水源水体中藻类爆发所引发的水质安全隐患已经引起了社会的广泛关注。这种水体污染不仅来自于藻细胞本身,更多是藻细胞在生长过程中释放的胞外有机物。混凝沉淀和超滤工艺是给水处理中去除藻类及其胞外有机物的主要方法。但是目前混凝剂混凝效率不理想、有机物去除效率低,而超滤膜工艺中超滤膜污染严重等问题给传统的水处理工艺造成了严重的困境。铁基混凝剂以对人体无危害,絮体大沉降快等优点受到广泛研究和应用;而钛基混凝剂作为近年来发展起来的一种新型金属混凝剂,以有机物去除率高而成研究热点。论文通过将Ti4+和PO43-分别作为配合物和络合剂引入Fe3+溶液,并调节其碱化度促进相互聚合,制备出了一种阳离子和阴离子共聚合的新型非整比共价化合物聚合硫酸铁钛混凝剂PFTS。采用单因素和响应面设计等方法获得了得到最佳混凝效率的PFTS制备参数,并通过表征手段明确了混凝剂的主要形态和物相结构等信息。将在实验室条件下培养的藻类通过冷冻离心方法分离为原藻水样、藻细胞水样、附着型胞外有机物（b EOM）水样和溶剂型胞外有机物（d EOM）水样,并通过超滤法与三维荧光光谱等方法研究了b EOM和d EOM的主要成分和分子量分布。将制备的PFTS混凝剂用于以上水样的混凝去除研究,通过zeta电位、絮体性质、傅里叶红外光谱等方法分析了b EOM和d EOM在混凝去除藻细胞中的作用以及混凝去除b EOM和d EOM的去除效率和作用机理。藻细胞及其胞外有机物在超滤工艺中是造成超滤膜污染的重要成分,论文通过将PFTS应用于前置混凝工艺中,研究了前置混凝工艺在超滤处理藻细胞、b EOM和d EOM过程中对膜通量和膜污染的控制作用,并通过zeta电位和絮体性质等对控制膜污染过程中的作用过程进行了分析。论文的主要研究结论如下:（1）论文通过以Fe SO4·H2O、Ti（SO4）2与Na2HPO4为主要原料成功制备了混凝效率优异的聚合硫酸铁钛混凝剂PFTS。通过单因素和响应面设计方法,以实验室配置的高岭土-富里酸水样为处理对象,获得了当制备PFTS主要参数为:水化温度0-25℃、水化时间60min、氧化剂加入速率4 ml/min、Ti/Fe比1/8、P/Fe比0.2和OH/Fe比0.3时,混凝剂具有较高的混凝效率。混凝沉淀后上清液中余浊可达到0.9以下,DOC去除率达到53.4%以上,并且余铁浓度低于0.1 mg/L。与市售混凝剂聚合硫酸铁PFS和聚合氯化铝PAC作对比的混凝性能评估试验表明,PFTS具有更高的有机物去除效率,且其残余铁离子浓度低于PFS。（2） Fe3+、Ti4+与 PO43-相互络合生成的无机高分子混凝剂具有复杂的多核羟基络合物结构。红外光谱分析表明,PFTS混凝剂中生成了诸如-Fe-P-Fe-、-P-Fe-P-、-Ti-P-Ti-、-Fe-O-Fe-以及-[P-Fe]n-Fe-、-（-P-O-[O-H]n-O-Fe）-、-（-P-O-[O-H]nO-Ti）-等重复连接的基团键,而这些基团键能够有效增加聚合物分子量,有助于混凝过程中吸附架桥和网捕卷扫作用的进行。X射线衍射分析结果表明Ti4+和PO43-的引入有效提高了铁基混凝剂产品中的晶体成分,生成了新的物相成分如Fe Fe2（PO4）2（OH）24H2O、Ti H2（PO4）24H2O和Fe Ti（SO4）3等,而主要成分依然是硫酸盐晶体化合物Fe4.67（SO4）6（OH）220H2O,表明铁基复合混凝剂中的主要成分并未改变。形态分析结果表明,在铁基混凝剂中随着Ti4+和PO43-的引入,混凝剂中有效形态Feb含量升高,并且与PFS相比,其在长时间放置时形态分布更稳定,更有利于运输和储存,具有明显的实际应用价值。（3）论文研究了PFTS对铜绿微囊藻、小球藻和栅藻藻细胞在b EOM和d EOM存在条件下的混凝的去除效果。当投加量大于25 mg Fe/L时,三种藻类水样浊度和chl-a的去除率都可以达到95%以上。当混凝剂投加量较低时藻细胞胞外聚合物b EOM和d EOM的存在均对混凝去除藻细胞有不利影响,而其中d EOM对混凝去除藻细胞的阻碍作用更大。而当混凝剂投加量较高时,b EOM表现出促进混凝的作用,原因是b EOM中疏水性大分子有机物能够增强混凝过程中的吸附架桥作用。（4）藻类细胞胞外有机物b EOM和d EOM主要由蛋白质、多糖和腐殖质等有机物组成。b EOM中蛋白质浓度高于DOC浓度,而多糖浓度低于DOC浓度;而在d EOM中蛋白质,多糖与DOC的关系表现出相反的趋势。在分子量分布上,胞外聚合物b EOM和d EOM均比较集中分布于>100 KDa和<1 KDa的分布段内。PFTS在混凝去除b EOM和d EOM时,对铜绿微囊藻b EOM、d EOM,小球藻b EOM、d EOM,和栅藻b EOM、d EOM的最佳投药量分别为24、40、16、32、16、32 mg Fe/L。絮体粒径测试结果表明,对于三种藻类,尽管b EOM浓度低于d EOM,b EOM的絮体粒径仍然大于d EOM的絮体粒径,原因可归结为b EOM中疏水性大分子有机物在混凝过程中有利于发生吸附架桥和网捕作用,促进形成粒径分布较大的絮体。（5）在直接超滤中,当藻细胞浓度为8.4亿个/L、b EOM的DOC为8.46 mg/L和d EOM的DOC为24.64 mg/L时,藻类胞外有机物d EOM由于有机碳浓度最高,对超滤膜污染最重,其次为裸藻细胞溶液,b EOM溶液污染最轻。但是b EOM造成的不可逆污染比例值最高,d EOM中不可逆污染比例值最低。在前置混凝工艺中对藻细胞、b EOM和d EOM溶液分别投加18 mg/L、24 mg/L和25mg/L的混凝剂PFTS后,能够有效降低以上三种有机物在超滤过程中造成的膜通量下降和膜污染。主要机理是在投加混凝剂后,适当浓度的混凝剂可以与水样中有机物生成不规则紧密结构的絮体,这些絮体在超滤膜表面形成多孔状的滤饼层,有效阻止有机物和微絮体对超滤膜的膜污染。前置混凝工艺在对原藻水样引起超滤膜膜污染的控制验证试验结果表明:适当的混凝剂投加量有助于前置混凝工艺控制超滤处理含藻水源水中的超滤膜污染。
王彬[4]（2011）在《拟肽类荧光离子探针的设计合成及其在蛋白质检测中的应用》文中认为氨基酸具有较好的水溶性并且含有能与金属离子作用的活性基团,而形成多肽之后的结构更加丰富多彩。小肽具有更好的水溶性并且可以通过改变氨基酸残基的种类改变小肽的选择性和结合能力;小肽具有更多的结合点,能同时与不同的金属离子结合而具有设计成逻辑开关的潜力。本论文以丹磺酰基为荧光发色团,小肽做为识别基团,设计合成了几种丹酰拟肽类荧光探针。在水溶液中利用荧光滴定实验检测了它们对金属离子的识别特性,并利用多种表征方法对相关的识别机理做了初步研究。同时,构筑了拟肽类荧光探针/M2+复合物并初步尝试其在氨基酸检测中的应用。主要研究内容包括:1.设计、合成了丹酰甘酰色氨酸（DGT, 1）,丹酰甘酰甘酰色氨酸（DGGT, 2）,丹酰甘酰甘氨酸（DGG, 3）及丹酰甘酰谷氨酸（DGE, 4）四种丹酰肽类荧光离子探针,并检测了它们对金属离子的荧光响应。Hg2+能够诱导荧光探针分子1和2荧光蓝移而Cu2+却能猝灭它们的荧光;同时,Hg2+和Cu2+能够同时猝灭荧光分子3和4的荧光。根据上述荧光分子能够同时对Hg2+和Cu2+产生荧光响应的特性,我们将其应用到逻辑开关中。2.根据Cu2+能够猝灭丹酰拟肽类荧光探针荧光的现象,我们构筑了丹酰拟肽类荧光探针/Cu2+复合物并加以改进。利用氨基酸及蛋白质能够与Cu2+竞争结合的原理,成功地将“On-Off”型Cu2+荧光探针转化成“Off-On”型的氨基酸及蛋白质的检测试剂。同时,我们利用紫外-可见吸收光谱、荧光光谱、NMR、FT-IR、EPR、2D NOESY等表征方法对荧光探针分子对Hg2+和Cu2+的识别机理及结合模式进行了探究,并对其构效关系做了初步揭示,这些研究为设计多功能的荧光探针提供了条件,奠定了基础。
马立军[5]（2008）在《基于氨基酸的重金属离子荧光探针的设计、合成及识别机理》文中研究说明重金属离子是一类重要的环境污染物,它们对人类的健康存在着巨大的威胁,因此对它们在生物、环境中的分析和检测成为生命科学、环境化学以及化学等多学科的重要课题。荧光离子探针方法不仅使用便捷,而且在灵敏度、选择性、时间分辨以及实时、原位检测等方面均具有突出优点。本论文利用常见的氨基酸作为金属离子的识别基团,设计、合成了几种重金属离子荧光探针,并在水溶液中测试了它们的识别特性。主要内容包括:（1）设计、合成了芘丁酰色氨酸,它以芘基团激基缔合物的特征发射峰为荧光响应信号,对Pb2+表现出很高的选择性和响应灵敏度（0.15μM）;（2）合成了含有双羧基氨基酸的荧光离子探针——芘丁酰谷氨酸和芘丁酰天冬氨酸,它们以芘基团基态二聚体（GSD）的特征发射峰和激发峰作为荧光响应信号,对铅离子表现出极高的选择性和较低的检测限（分别为1.5和1.6μM）;（3）合成了天冬氨酸修饰的荧光探针——丹酰天冬氨酸,该分子单独存在时对重金属离子无特异性识别。但当它与含有疏水空腔的牛血清白蛋白分子复合后,却对Hg2+表现出极高的选择性和响应灵敏度（检测限为0.5μM）。同时利用核磁共振波谱、拉曼和红外光谱以及理论计算等方法对这些探针分子和重金属离子的识别模式和作用机理进行了详细分析。这些研究对于水相中重金属离子的检测具有很好的应用前景,同时也为进一步理解金属离子-蛋白质分子之间的相互作用奠定了基础。
庄晓娟,杨宏伟[6]（2005）在《黄河水中色氨酸和脯氨酸对铅（II）与固体粒子相互作用的影响》文中研究说明本文研究了两种氨基酸对黄河水中铅（ II）与固体粒子相互作用的离子交换率E（ % ）—p H关系曲线的影响,结果表明:1随着p H值增大有利于“固体粒子+有机物+金属”络合物的形成,且使离子交换率提高。2体系中加入氨基酸,离子交换率提高,提高幅度色氨酸小于脯氨酸
杨宏伟,张毅,耐登[7]（2002）在《黄河水中丙氨酸对铅（Ⅱ）与表层沉积物相互作用的影响》文中指出研究了丙氨酸对黄河水中铅（Ⅱ）与表层沉积物相互作用的影响,得出了离子交换率E%与pH的关系,pH突跃范围和最大离子交换率.结果表明,丙氨酸浓度增加,离子交换率增大;交换剂为转化沙时的离子交换率比未转化沙大.
庄晓娟,杨宏伟,张毅,郭博书[8]（2001）在《黄河水中色氨酸铅（Ⅱ）与固体粒子相互作用的影响》文中指出本文研究了黄河水中色氨酸对铅 （ ）与固体粒子相互作用的离子交换率 E（% ）- p H关系曲线的影响。实际结果表明 :（1 ）在黄河水铅 （ ）——未转化沙体系中 ,随着色氨酸浓度从 0μmol· L- 1增加到 2 .4μmol· L- 1和 4.8μmol· L- 1,离子交换率分别从 73 %先增加到78%后减少至 75 % ,色氨酸对该体系的离子交换有促进作用。但是 ,这种促进作用会随着色氨酸浓度的增加而降低。 （2 ）在色氨酸浓度分别为 2 .4μmol· L- 1和 4.8μmol· L- 1时 ,比 0μmol· L- 1时的 E（% ） - p H曲线分别右移了 0 .5和 0 .3个 p H单位。 （3 ）在相同条件下 ,该体系中转化沙的离子交换率大于未转化沙。
二、黄河水中色氨酸铅(Ⅱ)与固体粒子相互作用的影响（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、黄河水中色氨酸铅(Ⅱ)与固体粒子相互作用的影响（论文提纲范文）
（1）壳聚糖及其复配助滤剂强化过滤研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 饮用水安全现状 |
| 1.1.1 饮用水卫生和安全标准的变化趋势 |
| 1.1.2 基于饮用水安全水处理技术研究进展 |
| 1.2 黄河下游引黄水库水环境现状和水质特点 |
| 1.3 二次微絮凝强化过滤研究进展 |
| 1.3.1 二次微絮凝强化过滤机理 |
| 1.3.2 二次微絮凝助滤剂研究进展 |
| 1.4 壳聚糖及其衍生物在水处理中应用研究进展 |
| 1.4.1 壳聚糖的特性 |
| 1.4.2 壳聚糖及其衍生物在水处理中应用研究进展 |
| 1.5 无机金属盐在饮用水处理中应用研究进展 |
| 1.5.1 铝盐在饮用水处理中应用研究进展 |
| 1.5.2 铁盐在饮用水处理中应用研究进展 |
| 1.5.3 钛盐在饮用水处理中应用研究进展 |
| 1.6 研究目的及研究内容 |
| 1.6.1 课题研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及运行条件 |
| 2.2 试验原水及助滤剂的制备 |
| 2.2.1 试验原水 |
| 2.2.2 单一微絮凝助滤剂溶液的制备 |
| 2.3 壳聚糖基复配助滤剂基本性质及结构表征方法 |
| 2.3.1 紫外/可见吸收光谱(UV/Vis)表征 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)表征 |
| 2.3.3 X射线衍射光谱(XRD)表征 |
| 2.3.4 扫描电镜(SEM)观测 |
| 2.4 有机物指标检测方法 |
| 2.5.1 分子量分布检测 |
| 2.5.2 亲疏水性分布检测 |
| 2.5.3 荧光激发-发射矩阵光谱 |
| 2.5.4 三卤甲烷生成势 |
| 2.5 藻类指标检测方法 |
| 2.4.1 叶绿素a |
| 2.4.3 藻类有机物的分离 |
| 2.4.4 嗅味物质 |
| 2.6 微絮体指标检测方法 |
| 2.6.1 絮体粒径 |
| 2.6.2 絮体分形维数 |
| 2.6.3 水中胶体ZETA电位 |
| 2.7 常规指标检测方法 |
| 第3章 壳聚糖复配助滤剂的制备及形态分析 |
| 3.1 复配药剂的制备方法 |
| 3.1.1 AS-CTS微絮凝助滤剂的制备 |
| 3.1.2 FC-CTS微絮凝助滤剂的制备 |
| 3.1.3 TS-CTS微絮凝助滤剂的制备 |
| 3.2 复配药剂基本形态分析 |
| 3.2.1 紫外/可见吸收光谱(UV/Vis)分析 |
| 3.2.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.2.3 X射线衍射光谱(XRD)分析 |
| 3.2.4 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 壳聚糖及其衍生物强化过滤研究 |
| 4.1 壳聚糖强化过滤效能研究 |
| 4.1.1 试验原水水质特点 |
| 4.1.2 壳聚糖助滤剂优选 |
| 4.1.3 投加条件对HCTS强化过滤效能影响 |
| 4.2 HCTS二次微絮凝运行参数优化 |
| 4.2.1 运行参数优化试验设计 |
| 4.2.2 试验结果与回归方程 |
| 4.2.3 回归方程拟合程度分析 |
| 4.2.4 影响因素显着性分析 |
| 4.2.5 最优运行参数的预测和验证 |
| 4.3 壳聚糖强化过滤机理研究 |
| 4.3.1 胶体颗粒粒径变化分析 |
| 4.3.2 胶体粒子Zeta电位分析 |
| 4.3.3 HCTS主要强化过滤机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 壳聚糖复配助滤剂强化过滤研究 |
| 5.1 三种复配助滤剂强化过滤效能研究 |
| 5.1.1 试验原水水质特点 |
| 5.1.2 CCD响应曲面试验模型分析 |
| 5.1.3 浊度去除效能分析 |
| 5.1.4 颗粒物去除效能分析 |
| 5.1.5 过滤周期的影响 |
| 5.1.6 三种复配助滤剂复配比的优化 |
| 5.2 投加方式对壳聚糖复配助滤剂强化过滤效能影响 |
| 5.2.1 投加方式对浊度去除效能影响 |
| 5.2.2 投加方式对颗粒物去除效能影响 |
| 5.2.3 投加方式对残留铝浓度影响 |
| 5.2.4 投加方式对过滤周期影响 |
| 5.2.5 投加方式对过滤性能影响 |
| 5.3 壳聚糖复配助滤剂强化过滤机理研究 |
| 5.3.1 复配助滤剂对胶体粒子稳定性影响 |
| 5.3.2 复配助滤剂对微絮体结构影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 壳聚糖复配药剂强化过滤对消毒副产物前质去除效能研究 |
| 6.1 壳聚糖复配助滤剂去除有机物效能研究 |
| 6.1.1 试验原水有机物分布特征 |
| 6.1.2 AS-CTS去除有机物效能分析 |
| 6.1.3 FC-CTS去除有机物效能分析 |
| 6.1.4 TS-CTS去除有机物效能分析 |
| 6.2 壳聚糖复配助滤剂对三卤甲烷前体物质去除效能研究 |
| 6.2.1 AS-CTS去除三卤甲烷前体物质效能分析 |
| 6.2.2 FC-CTS去除三卤甲烷前体物质效能分析 |
| 6.2.3 TS-CTS去除三卤甲烷前体物质效能分析 |
| 6.3 壳聚糖复配助滤剂控制消毒副产物生成机理研究 |
| 6.3.1 滤料表面扫描电镜(SEM)和能谱(EDS)变化 |
| 6.3.2 三卤甲烷前质物化性质分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 TS-CTS助滤剂强化过滤对藻源污染物去除效能研究 |
| 7.1 TS-CTS复配助滤剂对藻类及藻源污染物助滤效果研究 |
| 7.1.1 高藻进水条件下试验原水水质特点 |
| 7.1.2 藻细胞完整性影响 |
| 7.1.3 浊度、颗粒物及过滤周期影响 |
| 7.1.4 叶绿素a和2-MIB去除效果分析 |
| 7.2 预氧化-微絮凝强化过滤组合工艺对藻源污染物助滤效果研究 |
| 7.2.1 浊度、颗粒物及过滤周期影响 |
| 7.2.2 叶绿素a和2-MIB去除效果分析 |
| 7.2.3 藻源有机物去除效果分析 |
| 7.3 TS-CTS复配助滤剂微絮凝强化过滤机理研究 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间论文发表及科研情况 |
（2）再生水中余铝对生物堵塞和生物膜形成的影响与作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 污水再生的意义 |
| 1.1.1 水资源与水环境现状 |
| 1.1.2 污水再生意义 |
| 1.2 污水再生方法与回用途径 |
| 1.2.1 再生水原水特征 |
| 1.2.2 再生水排放标准 |
| 1.2.3 污水再生的方法 |
| 1.2.4 再生污水的一般用途 |
| 1.3 铝盐混凝法污水再生技术 |
| 1.3.1 铝盐混凝剂特征 |
| 1.3.2 铝盐混凝法污水深度处理机制 |
| 1.3.3 铝盐强化混凝技术中存在的问题 |
| 1.4 再生水地下储存 |
| 1.5 金属离子毒性刺激生物膜的形成 |
| 1.6 科学问题、研究内容、目的、技术路线及创新点 |
| 1.6.1 科学问题的提出 |
| 1.6.2 研究目的 |
| 1.6.3 主要研究内容 |
| 1.6.4 研究思路及技术路线 |
| 1.6.5 创新点 |
| 第2章 基于铝盐混凝的市政污水处理厂出水再生 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 城市污水处理厂出水水质 |
| 2.2.2 混凝反应器与反应条件 |
| 2.2.3 常规指标的测定 |
| 2.2.4 溶解性有机物的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 EfOM的性质 |
| 2.3.2 混凝对固体悬浮物的去除 |
| 2.3.3 混凝对溶解性有机物的去除 |
| 2.3.4 强化混凝后Al(Ⅲ)的残余 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 余Al(Ⅲ)对再生水地下储存的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 石英砂的预处理 |
| 3.2.2 微生物的富集和接种 |
| 3.2.3 再生水的配置 |
| 3.2.4 实验装置 |
| 3.2.5 拆柱与分析 |
| 3.2.6 堵塞物质和石英砂性质表征 |
| 3.2.7 Si和Al含量的检测 |
| 3.2.8 微生物群落结构分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Al(Ⅲ)对回灌系统堵塞的影响 |
| 3.3.2 Al(Ⅲ)对多孔介质性质的影响 |
| 3.3.3 Al(Ⅲ)对生物堵塞的影响 |
| 3.3.4 Al(Ⅲ)对生物群落结构的影响 |
| 3.3.5 Al(Ⅲ)对Si溶解与沉积的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 再生水中余Al(Ⅲ)对生物膜形成的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 Al(Ⅲ)浓度的选择 |
| 4.2.2 低浓度Al(Ⅲ)条件下微生物的生长速率测定 |
| 4.2.3 纯菌生物膜及混菌生物膜的培养 |
| 4.2.4 生物膜的定量 |
| 4.2.5 生物膜的性质与特征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Al(Ⅲ)作用下生物膜的形成 |
| 4.3.2 Al(Ⅲ)毒性刺激作用对生物膜形成的作用 |
| 4.3.3 Al(Ⅲ)水解聚合物对生物膜形成的作用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（3）铁钛混凝剂的制备及在除藻和控制藻源膜污染中的应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 饮用水处理领域面临的形势 |
| 1.1.1 城市饮用水水质标准的发展 |
| 1.1.2 水资源与水环境现状 |
| 1.2 藻类污染及其危害 |
| 1.2.1 藻的组成及其特性 |
| 1.2.2 藻类有机物对水处理工艺和水质安全的威胁 |
| 1.3 藻类有机物的去除技术研究进展 |
| 1.3.1 混凝-沉淀法 |
| 1.3.2 微滤/超滤法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.4 混凝及混凝剂 |
| 1.4.1 混凝与混凝机理 |
| 1.4.2 混凝剂的种类及研究进展 |
| 1.4.3 混凝剂的发展趋势 |
| 1.5 铁钛复合混凝剂的制备原理与方法 |
| 1.5.1 铁盐的水解特征 |
| 1.5.2 钛盐的水解特征 |
| 1.5.3 铁基复合混凝剂的制备方法 |
| 1.6 课题研究意义与研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 课题研究意义 |
| 1.6.3 研究目的 |
| 1.6.4 研究内容 |
| 1.6.5 论文研究技术路线图 |
| 2 聚合硫酸铁钛混凝剂的制备 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.3 聚合硫酸铁钛混凝剂的优化制备与混凝试验方法 |
| 2.3.1 单因素制备 |
| 2.3.2 响应面优化设计制备 |
| 2.3.3 混凝试验测试 |
| 2.3.4 絮体表征 |
| 2.4 单因素试验结果与讨论 |
| 2.4.1 水化时间及其温度对Fe (II) /Fe (III)转化率的影响 |
| 2.4.2 Ti/Fe比例对混凝剂混凝效率的影响 |
| 2.4.3 P/Fe比例对混凝剂混凝效率的影响 |
| 2.4.4 OH/Fe比例对混凝剂混凝效率的影响 |
| 2.4.5 氧化剂NaClO3投加速率对混凝剂混凝效率的影响 |
| 2.5 制备参数响应面设计结果与讨论 |
| 2.5.1 方差分析与模型拟合 |
| 2.5.2 制备参数的交互性影响 |
| 2.5.3 模型有效性确认 |
| 2.6 混凝条件对混凝效率的影响及其机理分析 |
| 2.6.1 水样pH对混凝效率的影响 |
| 2.6.2 投加量对混凝效率的影响及混凝机理分析 |
| 2.6.3 絮体结构分析 |
| 2.7 混凝性能评估 |
| 2.8 本章小结 |
| 3 聚合硫酸铁钛混凝剂的形态、物相及基团结构分析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 表征与分析方法 |
| 3.2.1 傅里叶红外光谱 |
| 3.2.2 紫外-可见光谱 |
| 3.2.3 XRD |
| 3.2.4 电子扫描电镜 |
| 3.2.5 聚合硫酸铁钛混凝剂的水解特性研究 |
| 3.2.6 Fe-Ferron逐时络合比色法对聚合硫酸铁钛混凝剂中铁形态分布的测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.3.2 紫外-可见光光谱分析 |
| 3.3.3 X射线衍射分析 |
| 3.3.4 SEM分析 |
| 3.3.5 碱滴定分析 |
| 3.3.6 Fe-Ferron形态分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 PFTS对藻细胞及其胞外有机物的去除及其机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 藻细胞的实验室培养 |
| 4.2.2 叶绿素a提取和测定 |
| 4.2.3 藻细胞和胞外有机物EOM的提取方法 |
| 4.2.4 总有机碳、多糖和蛋白质浓度分析 |
| 4.2.5 有机物分子量分布测定 |
| 4.2.6 三维荧光光谱 (EEM)分析 |
| 4.2.7 混凝试验水质参数 |
| 4.3 bEOM和dEOM对PFTS混凝去除藻细胞的影响与机理探讨 |
| 4.3.1 混凝实验结果讨论 |
| 4.3.2 bEOM和dEOM影响藻细胞混凝机去除的机理研究 |
| 4.3.3 不同bEOM和dEOM存在条件下藻细胞絮体的红外光谱分析 |
| 4.4 PFTS对bEOM及dEOM的混凝去除结果与机理探究 |
| 4.4.1 bEOM和dEOM特性分析 |
| 4.4.2 PFTS对bEOM和dEOM的混凝效率分析 |
| 4.4.3 PFTS对bEOM和dEOM的混凝机理分析 |
| 4.4.4 PFTS与bEOM和dEOM相互作用分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 PFTS在C-UF中对藻源超滤膜污染的控制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 混凝剂的制备和藻细胞的实验室培养 |
| 5.2.2 前置混凝-超滤工艺 |
| 5.2.3 絮体粒径破碎、再生及结构分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 原藻细胞水样及bEOM和dEOM对超滤膜膜污染分析 |
| 5.3.2 不同PFTS投加量下裸藻细胞溶液对超滤膜膜污染分析 |
| 5.3.3 不同PFTS投加量下bEOM溶液对超滤膜膜污染分析 |
| 5.3.4 不同PFTS投加量下dEOM溶液对超滤膜膜污染分析 |
| 5.3.5 不同PFTS投加量下原藻液对超滤膜膜污染分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读学位期间申请并授权的国家发明专利目录 |
| C. 作者在攻读学位期间参加的科研课题目录 |
| D. 作者在攻读学位期间获奖情况 |
（4）拟肽类荧光离子探针的设计合成及其在蛋白质检测中的应用（论文提纲范文）
| 提要 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 超分子化学中的分子识别 |
| 第二节 荧光信号介导的分子识别作用 |
| 第三节 以阳离子为识别客体的荧光离子探针 |
| 第四节 金属离子荧光探针与分子逻辑 |
| 第五节 金属离子荧光探针在生物检测方面的应用 |
| 第六节 本论文研究思路 |
| 参考文献 |
| 第二章 多功能拟肽类荧光探针的设计、合成及其分子逻辑性质研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 肽类荧光离子探针的合成及表征 |
| 第三节 实验方法 |
| 第四节 结果与讨论 |
| 第五节 识别机理及构效关系揭示 |
| 第六节 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 拟肽类荧光探针/Cu~(2+)复合物的构筑及其在氨基酸及 蛋白质检测中的应用 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 荧光探针分子的合成及表征 |
| 第三节 实验方法 |
| 第四节 结果与讨论 |
| 第五节 本章小结 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 硕士学位论文期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（5）基于氨基酸的重金属离子荧光探针的设计、合成及识别机理（论文提纲范文）
| 提要 |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 超分子化学与分子识别 |
| 第二节 重金属离子的危害及其检测 |
| 第三节 荧光离子探针 |
| 第四节 常用荧光生色团 |
| 第五节 识别基团 |
| 第六节 常见荧光离子探针的识别机理 |
| 1.6.1 光诱导电子转移 |
| 1.6.2 光诱导电荷转移 |
| 1.6.3 激基缔合物 |
| 1.6.4 荧光共振能量转移 |
| 第七节 本论文设计思路 |
| 参考文献 |
| 第二章 含芘色氨酸铅离子荧光探针的设计、合成及识别机理研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 荧光离子探针的合成及表征 |
| 2.2.1 芘丁酰色氨酸的合成路线 |
| 2.2.2 芘丁酰色氨酸的合成步骤与表征 |
| 第三节 实验方法 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 样品制备及检测 |
| 2.3.3 计算机理论模拟 |
| 第四节 结果与讨论 |
| 2.4.1 芘丁酰色氨酸对金属离子的荧光响应 |
| 2.4.2 铅离子对芘丁酰色氨酸紫外-可见吸收光谱的影响 |
| 2.4.3 芘丁酰色氨酸与金属离子结合的进一步分析 |
| 2.4.4 酸碱度对芘丁酰色氨酸识别铅离子的影响 |
| 2.4.5 其它离子对芘丁酰色氨酸识别铅离子的干扰 |
| 2.4.6 芘丁酰苯丙氨酸与铅离子的荧光测试 |
| 第五节 识别机理揭示 |
| 2.5.1 芘丁酰色氨酸与铅离子相互作用的核磁共振波谱分析 |
| 2.5.2 芘丁酰色氨酸金属羧酸盐的荧光和拉曼光谱研究 |
| 2.5.3 芘丁酰色氨酸金属羧酸盐的红外光谱研究 |
| 2.5.4 芘丁酰色氨酸与Pb~(2+)复合物的理论模拟 |
| 第六节 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 基于双羧基氨基酸的铅离子荧光探针的设计、合成及识别机理研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 荧光离子探针的分子设计与合成路线 |
| 3.2.1 荧光离子探针的合成路线 |
| 3.2.2 荧光离子探针的合成与表征 |
| 第三节 实验部分 |
| 3.3.1 实验仪器 |
| 3.3.2 样品制备及方法 |
| 3.3.3 理论计算方法 |
| 第四节 结果与讨论 |
| 3.4.1 铅离子对芘丁酰谷氨酸紫外-可见光谱的影响 |
| 3.4.2 芘丁酰谷氨酸与金属离子的荧光发射光谱研究 |
| 3.4.3 芘丁酰谷氨酸对金属离子的荧光激发光谱测试 |
| 3.4.4 芘丁酰谷氨酸对金属离子识别的选择性 |
| 3.4.5 pH 值对芘丁酰谷氨酸识别铅离子的影响 |
| 3.4.6 其它离子对芘丁酰谷氨酸识别铅离子的影响 |
| 3.4.7 芘丁酰天冬氨酸对铅离子的识别研究 |
| 第五节 识别机理 |
| 3.5.1 时间分辨荧光光谱研究 |
| 3.5.2 核磁共振波谱研究 |
| 3.5.3 理论计算模拟 |
| 第六节 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 基于双羧基氨基酸的汞离子荧光探针的设计、合成与识别机理研究 |
| 第一节 前言 |
| 第二节 荧光离子探针的分子设计与合成路线 |
| 4.2.1 丹酰天冬氨酸（DLD）的合成路线 |
| 4.2.2 丹酰天冬氨酸的合成与表征 |
| 第三节 实验部分 |
| 4.3.1 实验仪器 |
| 4.3.2 样品制备及检测 |
| 第四节 结果与讨论 |
| 4.4.1 DLD 与BSA 相互作用的荧光光谱检测 |
| 4.4.2 DLD/BSA 复合体系对金属离子的识别 |
| 4.4.3 DLD 与Hg~(2+)以及Hg~(2+)与BSA 相互作用的光谱测试 |
| 4.4.4 Hg~(2+)对DLD 紫外-可见吸收光谱的影响 |
| 4.4.5 蛋白浓度对DLD/BSA 复合体系识别Hg~(2+)的影响 |
| 4.4.6 pH 值对DLD/BSA 复合体系识别Hg~(2+)的影响 |
| 4.4.7 其它离子对DLD/BSA 复合体系识别Hg~(2+)的干扰 |
| 第五节 DLD/BSA 复合体系对Hg~(2+)识别机理的初步研究 |
| 4.5.1 EDTA 络合Hg~(2+)对DLD 荧光的影响 |
| 4.5.2 核磁氢谱研究 |
| 第六节 本章小结 |
| 参考文献 |
| 化学试剂和药品 |
| 作者简历 |
| 博士学位论文期间发表论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
（6）黄河水中色氨酸和脯氨酸对铅（II）与固体粒子相互作用的影响（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器和试剂 |
| 1.2 容器的洗涤 |
| 1.3 样品的采集和处理 |
| 1.4 实验方法和步骤 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 pH的影响 |
| 2.2 有机物浓度的影响 |
| 3 结束语 |
（7）黄河水中丙氨酸对铅（Ⅱ）与表层沉积物相互作用的影响（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 pH的影响 |
| 2.2 有机物浓度的影响 |
| 2.3 交换剂的影响 |
| 3 结论 |
（8）黄河水中色氨酸铅（Ⅱ）与固体粒子相互作用的影响（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器和试剂 |
| 1.2样品的采集和处理 |
| 1.3 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 pH的影响 |
| 2.2 有机物浓度的影响 |
| 2.3 转化沙与未转化沙E (%) -pH曲线的比较 |
| 3 结论 |
四、黄河水中色氨酸铅(Ⅱ)与固体粒子相互作用的影响（论文参考文献）
- [1]壳聚糖及其复配助滤剂强化过滤研究[D]. 王珊. 山东建筑大学, 2019(01)
- [2]再生水中余铝对生物堵塞和生物膜形成的影响与作用机制[D]. 崔晓春. 东北师范大学, 2017(05)
- [3]铁钛混凝剂的制备及在除藻和控制藻源膜污染中的应用研究[D]. 陈伟. 重庆大学, 2016(03)
- [4]拟肽类荧光离子探针的设计合成及其在蛋白质检测中的应用[D]. 王彬. 吉林大学, 2011(09)
- [5]基于氨基酸的重金属离子荧光探针的设计、合成及识别机理[D]. 马立军. 吉林大学, 2008(11)
- [6]黄河水中色氨酸和脯氨酸对铅（II）与固体粒子相互作用的影响[J]. 庄晓娟,杨宏伟. 内蒙古石油化工, 2005(03)
- [7]黄河水中丙氨酸对铅（Ⅱ）与表层沉积物相互作用的影响[J]. 杨宏伟,张毅,耐登. 内蒙古师范大学学报(自然科学汉文版), 2002(04)
- [8]黄河水中色氨酸铅（Ⅱ）与固体粒子相互作用的影响[J]. 庄晓娟,杨宏伟,张毅,郭博书. 内蒙古石油化工, 2001(04)