一、印染废水快速处理初步研究（论文文献综述）
徐晓辰[1]（2021）在《三种非晶合金对两种废水的降解性能研究》文中提出水是生命存在与经济发展的必要条件,水的污染将严重威胁各类物种的存在。在印染、石油开采与炼制活动中,均产生大量废水,这些废水如不及时处理,将引起水资源的严重污染。非晶合金作为一类金属材料,具有原子能态高,结构均匀性好,耐腐蚀等特点,已显示出对多种印染废水具有降解效果,但针对含油废水的研究鲜有报道。同时非晶种类不同,对应的优化处理方法也不尽相同。本文基于铁基、铝基、铜基三种非晶合金,选取模拟直接蓝6（DB 6）印染废水和模拟含油废水,分别采用Fenton法、零价金属还原法、电解法,研究不同降解方法对两种废水的降解能力和降解机理,其中采用脱色率和化学需氧量（COD）去除率分别表征对印染废水和含油废水的降解能力。以Fe78Si9B13非晶条带所组成的Fenton试剂对DB 6废水溶液进行处理,与其零价金属还原法相比,具有处理时间短、脱色率高等特点。在优化的工艺条件下,30 min内脱色率可以达到99.91%,降解速率常数为0.160 min-1,降解机理与传统的高级氧化法一致。以Cu46Zr45Al7Y2非晶条带还原法降解DB 6废水溶液,在优化的工艺参数条件下,在60 min后脱色率达到98.76%。降解机理主要为酸性条件下的腐蚀作用与零价金属的还原降解。而采用以Al86Ni10Y4非晶条带为阳极,石墨为阴极的电化学法,可以使p H为酸性和碱性的DB 6印染废水都能实现很好的降解效果,并且在较短的20 min内就可以使脱色率达到95.22%。其主要降解机理为电解氧化、电解还原以及电絮凝的作用。从缩短工艺流程和实用的角度出发,DB 6废水溶液的降解优先选用以Al86Ni10Y4非晶条带为阳极,石墨为阴极的电化学法;从提高条带循环使用次数角度出发,可以选择以Cu46Zr45Al7Y2非晶条带为催化剂的零价金属还原法;从最佳降解效果考虑,可以选用Fe78Si9B13非晶条带的类芬顿法。分别以Cu46Zr46Al7Y1、Al86Ni10Y4和Fe78Si9B13非晶合金为阳极,石墨为阴极,组成三个电化学法系统降解模拟含油废水。通过优化电流密度、溶液的p H值、电解质添加量和初始废水溶液的浓度,在降解反应进行100 min时,COD去除率可分别达到73.15%、75.68%和91.24%。与电Fenton法相比,类Fenton法对含油废水溶液COD去除率仅有82.23%,而H2O2用量提高5.6倍。从三种非晶合金对含油废水的降解效果分析,以Fe78Si9B13非晶条带的电Fenton法对COD去除率最高。
许胜杰[2]（2021）在《印染废水生化处理微生物菌群的选育及应用》文中进行了进一步梳理随着印染工业的快速发展,偶氮染料、蒽醌染料、三苯甲烷染料由于其结构稳定、固色效果好等优点成为应用最广泛的三种染料,同时其所产生的废水也已成为难处理的工业废水之一,因此印染废水处理的关键问题是对染料的降解。活性污泥法作为目前印染废水生物处理的主要方式,存在脱色效率低、效果不稳定等缺点,需定期更换污泥或补充功能微生物对其群落结构进行优化修复。由于微生物之间的协同作用,使得菌群较单一菌株具有更好的染料脱色效果,但目前对多数菌群的研究仅限于对某一种或一类染料的脱色,降解广谱性较差。本研究通过驯化选育获得较高降解广谱性菌群,对其脱色稳定性和染料降解途径进行研究,并且对制备得到的菌剂在印染废水中进行初步应用。（1）为得到具有高染料脱色能力及降解广谱性的菌群,在稳定运行的曝气装置中对活性污泥进行定向驯化及富集选育。高通量测序表明,该菌群由Enterococcus、Proteus和Escherichia-Shigella等组成,与原活性污泥相比群落结构变化较大。菌群对400 mg·L-1活性蓝194、400 mg·L-1分散蓝56和400 mg·L-1碱性紫14的脱色率分别为96.2%、92.3%和97.4%;在不同温度（20-50°C）、pH（4-10）及盐浓度(0-60 g·L-1)条件下染料的脱色率均大于60%;选择6种400 mg·L-1的不同结构染料研究菌群脱色效率,其中5种染料的脱色率均超过95%;在混合染料为300-1200 mg·L-1的浓度范围内,菌群处理48 h后脱色率均达到90%以上,与单一菌株相比脱色效率显着提高。（2）对菌群染料降解过程进行考察,通过对染料降解过程进行动力学分析,活性蓝194、分散蓝56的降解近似符合一级动力学方程,碱性紫14的降解近似符合零级动力学方程;UV-Vis分析确定菌群对染料的降解属于脱色而非吸附,基于GC-MS分析提出了菌群对染料可能的降解途径;染料降解过程中偶氮还原酶、漆酶、木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶的活性水平均显着提高;植物毒性试验证实染料均被降解为低毒性的小分子物质但并未被完全矿化,与已报道脱色菌群相比具有更高的染料降解广谱性。（3）基于染料脱色效果对获得的菌群进行菌剂制备及应用研究,在接种量为4%条件下,确定搅拌转速300 r·min-1、通气量1.25 v·v-1m-1为最优溶氧条件,最佳补料培养基碳氮比为6:1,菌群OD600最高可达到24.8,较未补料分批培养提高了40.9%,且对染料的脱色率无明显变化。利用50 L及1000 L发酵罐对菌群进行放大培养,OD600分别为26.4和32.8。与5 L发酵罐补料分批培养相比,其生物量分别提高了6.5%和32.3%。将菌群培养液与载体复配制备成固态菌剂以0.2 g·L-1添加量加入印染废水中处理48 h后,较未添加菌剂相比,有机污染物的总峰面积相对减少了91.4%,废水脱色率达69.7%,COD去除率达68.9%,污泥沉降性能(SV30)提高了44.3%。因此,选育得到的微生物菌群能够实现对处理系统中群落结构的优化及修复补充,为在实际印染废水中的应用奠定基础。
颛孙梦临[3]（2021）在《大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究》文中研究说明工业水污染问题是当代社会面临的严峻挑战。染料废水作为工业废水的一类,有水量大、色度高、难降解等问题,对人体和环境造成巨大的危害。针对于此,本文利用大气压直流辉光放电等离子体技术,搭建了等离子体-溶液循环降解装置,对模拟有机印染废水亚甲基蓝（MB）进行降解。研究了气电参数、溶液初始条件、添加剂、环境及工作气体四个方面对该装置降解MB的影响。利用化学需氧量（COD）测试和高效液相色谱质谱联用（LC-MS）测试研究了MB的降解效果及机理,为直流辉光放电等离子体技术处理有机印染废水的实际应用提供理论依据。研究结果如下:（1）装置气电特性、溶液初始条件和溶液添加剂均可对降解效果造成一定影响:电流强度可改变等离子体激发功率,从而调节等离子体对MB的降解效果,电流增大时,等离子体强度增强,降解率提升。放电电极距离增加,等离子体体积变大,降解效率提升。通入电极的气体流量在30 sccm时效果优于其它气体流量时,因为合适的气体流量有利于形成更稳定的等离子体以提高降解效率。改变溶液的初始浓度发现7 mg/L时MB降解效果优于1 mg/L时,且反应12 min后降解率均在92%以上。这表明该技术对低浓度的MB有良好的降解效果,且更适合降解高浓度的MB。调节MB水溶液初始p H值为4.44时降解效果比10.76时提高23%。MB水溶液在电导率较低的情况下由于电场稳定且强度更大,更适合于降解。加入OH自由基清除剂乙醇、异丙醇和H2O2清除剂过氧化氢酶（CAT）后,降解率下降最大时达到57%,加入OH自由基促进剂H2O2后,降解率提升最大时达到30%,印证了OH自由基对于降解有机印染废水的主导作用。据我们了解,本文为首个将CAT用于直流辉光放电等离子体降解废水实验。加入二价铁离子Fe2+后,降解效果显着提升。（2）等离子体为离子化气体状物质。本文中等离子体电离气体的主要来源为钨钢电极中通入的气体（工作气体）和放电时反应处的气体环境（环境气体）,工作气体和环境气体对等离子体电离气体性质影响较大。为了做到独立控制环境气体和工作气体,对这两个因素进行系统地研究,在本实验中创新的搭建了两种改造装置:将反应池全部包裹住的亚克力保护罩和将钨钢电极出气口包裹住的保护罩。结果表明改变环境气体较改变工作气体对装置降解效果的影响更大,且环境气体和工作气体都为空气的情况下降解效果十分良好,使用20m A放电电流进行12 min反应后降解率达80%以上,这对于该技术处理有机印染废水实际应用非常有利。使用将钨钢电极出气口包裹住的保护罩改变环境气体为纯氩气并且工作气体也为氩气时,发现降解效果比使用亚克力保护罩时提升近30%,该方法在纯氩气情况下获得了极其优秀的降解效果,降解率达82%,对该实验结果的原因提出了几种猜测并通过实验进行部分验证。（3）对反应后的溶液进行COD测试与LC-MS测试发现:反应15 min后的MB水溶液矿化程度高达61%,矿化度高于绝大多数同类型等离子体降解实验,表明该技术对MB降解效果极佳。LC-MS测试结果表明,在经过15 min降解后,m/z 320的MB分子被有效降解为小分子量产物。推测出MB在等离子体反应器中的降解过程,经过断键氧化、开环氧化后,生成了小分子量的有机酸类物质和CO2、H2O等。
芦婉蒙[4]（2021）在《臭氧微纳米气泡处理典型工业废水的中试研究》文中指出“水十条”颁布以来,我国加大了水环境治理和水生态修复的力度。2018年,浙江、江苏等省政府陆续发布了省级强制性地方标准。其中,对工业废水进行提质增效作为刻不容缓的目标,在具体实施的过程中遇到了较大困难,具体表现在一级A达标出水向地表Ⅳ类水提标的过程。由于臭氧是高反应性的氧化工艺,被广泛应用于工业废水的处理。但通常溶解臭氧的浓度低,因此臭氧对废水的处理效率非常有限。微纳米气泡作为一种传质手段,使臭氧溶解效率大大增强,但其对工业废水处理的影响机制和合适的工艺条件仍不明确。本研究首先在实验室规模下探究微纳米气泡相较于大气泡的处理优势,其次探讨了ORP实时监控臭氧氧化效能的可行性,再对三种典型工业废水进行前期调研-半连续流-连续流运行-经济性评估的处理流程确定工艺优越性,最后对处理过程中四种大分子有机物的去除效果进行检测评估。对于传质过程,相同条件下微纳米气泡的臭氧液相平衡浓度明显高于普通大气泡曝气（p H=7时为12.69 mg/L和5.02mg/L）,且微气泡体积传质系数KLa为大气泡的1.47倍,说明以微气泡为传质手段明显增强了臭氧传质效果。其次基于臭氧和羟基自由基（·OH）反应速率常数以及臭氧和·OH暴露量计算的化学动力学方法,得到臭氧暴露值·与ORP值有良好的线性关系,故在本论文中引入ORP值来代替·评估实际工程应用中的臭氧反应效能,并在印染废水的小试实验中验证了这一结论。对三种典型工业废水（电镀、皮革及印染废水）使用体系化的工艺优化流程结果显示:电镀、皮革及印染废水对应的最优臭氧微纳米气泡处理工艺分别为双氧水催化臭氧微纳米气泡工艺、直接臭氧微纳米气泡工艺及直氧-催化臭氧微纳米气泡工艺。处理结果表明,三种特征废水均可以在特定臭氧投加量后达到目标去除量。其中,电镀废水出水COD基本稳定在18.5～21.8mg/L,COD去除率为54%～58.3%,O/C为1.38～1.62,平均O/C比为1.51,稳定达到地表Ⅳ类水标准（COD=30mg/L）,运行成本约为0.86元/吨。皮革废水出水COD为28.1～36.7mg/L,地表Ⅴ类水水质达标（COD=40mg/L）,平均O/C比为2.86,总去除率为18.5%～34.2%,成本约为0.42元/t。印染废水出水17.8～25mg/L,去除COD为30.6～34.6mg/L,总去除率为56.9%～66%,平均O/C比为1.51,达到去除要求（地表Ⅳ类水）,成本约0.35元/吨。在对皮革废水尾水进行生物急性毒性检测后,显示臭氧处理后的原水生物毒性强度由中毒（IR=34%）降至微毒（IR=18%）,说明臭氧可能将一些贡献生物毒性的大分子污染物改性至小分子,使毒性减弱。根据波长及所对应的分子属性将荧光相应区域分为蛋白质类、色氨酸类、富里酸类和类腐殖酸类（B、T、A、C）四个荧光区域。三种特征废水的C区响应均最弱,T类在皮革和印染废水中大量检出。值得注意的是,皮革废水中的A区荧光响应最强,由于富里酸类有机物含有大量酚类结构,故其是强大的抗氧化剂和自由基清除剂,这可能是皮革废水臭氧氧化效能较低的原因。由臭氧氧化工艺对三种水质的有机物去除结果分析得,该工艺对三种废水中的有机物去除效果都非常显着。其中,直氧-催化臭氧处理对印染水中有机物的去除效果最优,对B、T、A、C区的去除率分别为95.5%、99.6%、70.7%、86.2%。电镀废水中投加87mg/L臭氧后对B、T、C、A四类有机物去除率分别为90.3%、85.4%、-100.2%和78.6%。凝胶色谱结果显示催化臭氧主要降解了1200Da分子量以上的电镀高分子聚合物,总TOC去除率为12.1%。直接臭氧氧化对皮革废水中B、T、C、A四类有机物去除率分别为81.6%、63.7%、88.1%、89.6%,对约5500Da以下的TOC有明显去除效果,5500～8100Da范围内的高分子聚合物去除效果不明显,总TOC去除率21.9%。在UV254的含量变化中,出水中分子量小于1900Da的有机物被完全去除。综上所述,使用微纳米气泡作为传质手段时,臭氧微纳米气泡及其催化工艺对三种典型工业废水连续流处理效果显着,·OH、臭氧及双氧水三种氧化剂互相协作,共同调节其氧化效能。在此复杂体系下,使用ORP值来进行实时监测,能够保证工程的良好经济型及处理结果高效性,有利于工业废水的可持续管理。故这种技术的运用和普及发展对我国的水质净化技术具有重要意义。
郭康鹰[5]（2021）在《造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究》文中研究指明造纸污泥处理难度大,处置费用高,造纸污泥的处理处置已成为困扰造纸企业发展的难题。鉴于木浆造纸污泥中木质素含量丰富,本文利用木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚和醚化反应,并调控接枝单体的种类及反应条件,制备出了具有不同分子构型、分子量和电荷密度的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;通过现代分析仪器与方法,表征了制备出的上述系列目标产品的物化性质,研究了具有不同分子结构的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂单独或与无机混凝剂复配应用于染料废水脱色处理中的絮凝行为及絮凝脱色效能,揭示出了目标产品去除水体中不同类型染料的构效关系;通过在线监测目标产品作用下絮体生长动态过程,研究了絮凝过程中形成的絮体特性,明确了絮体特性与絮凝脱色效果之间的关系;通过测定目标产品单独或与无机混凝剂复配作用下生成絮体的荷电情况,结合絮凝脱色效果及絮体特性明确了其去除水体中不同类型的染料的作用机制。本文的主要研究内容与研究结论如下:（1）以木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚或醚化反应引入阳离子性的季胺基团,通过改变合成方法及反应条件来调控目标产物的结构,研制出了具有不同分子构型、分子量及电荷密度的系列木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;采用红外光谱仪（FTIR）、透射电镜（TEM）、凝胶色谱仪（GPC）、X射线光电子能谱（XPS）、颗粒电荷密度分析仪（PCD）等现代分析仪器及方法对制备出的目标产品进行了结构表征。结果表明,接枝共聚法制备出的絮凝剂具有丰富的阳离子支链,而醚化法制备出的絮凝剂具有长链线性结构;通过改变接枝共聚反应过程中引发剂（过硫酸钾,KPS）、甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）的投加量及搅拌速度可以调控目标产物的分子量和电荷密度。（2）优选出了两种具有相近分子量和电荷密度但是不同分子构型的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂并用于处理分散红（DR）和活性翠兰（RB）模拟染料废水,研究了其絮凝脱色效果、絮凝行为及絮体特性。结果表明,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂均具有良好的絮凝脱色性能,其色度去除率可分别达到94.4%和95.4%,而线性絮凝剂对上述两种染料的去除率仅79.2%和73.4%;此外,支链型絮凝剂达到最佳色度去除率时所需的投加量远远小于线性絮凝剂,因此其应用成本更低;支链型絮凝剂生成的絮体粒径更大、结构疏松,并且其抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能均优于线性絮凝剂作用下的絮体。改变实验水样的初始pH,研究了两种絮凝剂的絮凝行为,结果表明,支链型絮凝剂受水样pH的影响较小;当模拟染料废水中存在一定浓度的腐殖酸（HA）和高岭土悬浮颗粒时,支链型絮凝剂仅需适度提高投加量即可达到理想的絮凝脱色效果,并且可以实现UV254的同步去除;在RB模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,支链型絮凝剂可去除90%以上的UV254,而线性絮凝剂对UV254的去除率不足60%;在DR模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,两种絮凝剂对UV254的去除率都相对较低,但也能达80%左右。综上所述,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂的絮凝脱色效果、絮体特性及适用范围均优于线性絮凝剂。这是由于支链型絮凝剂具有丰富的阳离子性侧链,在水中充分伸展,可以同时吸附在多个胶体和微粒表面,因此提供了更强的吸附架桥作用。（3）采用接枝共聚法,通过改变KPS、DMC的投加量及搅拌速度,研制出了一系列具有不同分子量及电荷密度的支链型絮凝剂,研究了该系列絮凝剂在RB模拟染料废水处理中的絮凝脱色效果、絮体特性及作用机制。结果表明,絮凝剂的电荷密度及分子量并非越高越好,两者之间具有协同作用;当絮凝剂的分子量过高但是电荷密度有限时,其丰富的阳离子侧链无法充分伸展,反而会由于空间位阻效应阻碍了絮凝剂分子与染料胶体颗粒的接触反应;絮凝剂的电荷密度与其最佳投加量和应用成本大致呈负相关,但是絮凝剂的电荷密度并不能直接影响其最佳絮凝脱色效果,在不考虑经济效益的情况下,当其分子量>5×105 g/mol时,电荷密度较低的絮凝剂可以通过提高投加量来达到理想的色度去除效果;但是,絮凝剂的分子量与其最佳投加量、应用成本和絮凝脱色性能之间的相关性不大。絮体的结构特性与絮凝剂的分子量和电荷密度都具有相关性,当絮凝剂的电荷密度较低时,絮体结构主要受电荷密度的影响,电荷密度越高絮体结构越疏松;但是当电荷密度达到25000 μeq/L时,絮体结构主要受分子量的影响,分子量越大絮体结构越疏松;值得注意的是,絮凝剂的分子量和电荷密度并不能直接决定絮体的抗破碎能力、恢复再生能力及粒径大小等絮体特性,这说明絮凝剂的分子量和电荷密度共同发挥作用,仅改变两者之一无法有效地改善絮体结构。综上所述,要想达到理想的絮凝脱色效果,需要综合考虑絮凝剂的分子量、电荷密度及染料性质。（4）根据上述絮凝剂的构效关系的研究结果优选出了一种高效的造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂,将其命名为PS-g-DMC。以商业级木质素为原材料,采用相同的合成方法（接枝共聚法）、物料比及反应条件制备出商业级木质素基有机高分子絮凝剂（LBF）,对比研究了 PS-g-DMC和LBF在DR和RB模拟染料废水脱色处理中的絮凝行为。结果表明,PS-g-DMC与LBF在水中均呈分枝状结构,并且PS-g-DMC的支链伸展状态更佳;两种絮凝剂具有相似的絮凝脱色效果,甚至PS-g-DMC的色度去除效果略优于LBF。对比研究PS-g-DMC与聚合氯化铝（PAC）和阳离子型聚丙烯酰胺（CPAM）的絮凝脱色效果,结果表明PS-g-DMC生成的絮体粒径较大、结构疏松,抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能都较强,因此其絮凝脱色效果略优于PAC和PAC+CPAM复配混凝体系;在不同pH条件下,PS-g-DMC的絮凝脱色性能较稳定,尤其是在DR模拟染料废水处理中,在pH=2.0～10.0的范围内,PS-g-DMC的色度去除率均能达90%;但是,PAC和PAC+CPAM体系的混凝脱色效果受水样初始pH的影响较大,两种混凝体系的pH适用范围均为4.0～6.0。（5）改变PAC的碱化度、PAC/PS-g-DMC的质量比,研究了 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系在分散黄（DY）模拟染料废水处理中的混凝行为。研究结果表明,PAC&PS-g-DMC复合混凝剂并非PAC和PS-g-DMC两种溶液的物理混合,而是PS-g-DMC与铝盐水解产物发生了相互作用产生的新产物;PS-g-DMC与PAC之间的相互作用削弱了两种药剂的应用效能,因此PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝效果及絮体特性虽优于单独PAC体系,但是不及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系;在PAC&PS-g-DMC复合混凝体系中,PAC的碱化度和PAC/PS-g-DMC质量比较低时混凝脱色效果较好,但是在PAC+PS-g-DMC复配混凝体系中PAC/PS-g-DMC质量比较高时混凝脱色效果较好;无论是PAC&PS-g-DMC复合混凝剂还是PAC+PS-g-DMC复配混凝体系,PS-g-DMC的加入都可以减少PAC的投加量、扩宽体系的pH适用范围、改善絮体结构并且提高絮体的沉降分离性能。（6）最后,以实际印染废水为实验水样,对比研究了 PS-g-DMC与PAC的混凝-絮凝行为,以及PS-g-DMC和CPAM用作PAC助剂时的助凝行为。实验结果表明,PAC主要去除类腐殖酸类污染物和染料颗粒,PS-g-DMC不仅可以去除上述两种污染物,还能有效地去除类色氨酸类污染物,因此PS-g-DMC对化学需氧量（CODCr）的去除效果明显优于PAC及PAC+CPAM复配混凝体系;当PS-g-DMC 用作 PAC 的助凝剂时,可以在一定程度上提高色度去除率、CODCr去除率,并且改善絮体结构,但是其助凝效果不及CPAM。用PS-g-DMC二次处理PAC混凝出水时,可以有效地提高混凝体系的色度去除率和CODCr去除率,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率和CODCrr去除率相较于单独的PAC体系分别提高了16.2%和1 3.3%;考虑到实际印染废水处理中后续厌氧生物池进水的pH要求,本文将实际印染废水的pH值调至7.0,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率、浊度去除率和CODCr去除率分别为90.2%、82.5%和32.6%,比单独PAC混凝体系分别提高了 23.0%、27.9%和16.6%;此外,二次混凝体系的出水pH稳定在7.10±0.03,符合后续生物处理的进水要求。
陈嘉雄[6]（2021）在《强化混凝-水解酸化-MBBR处理印染废水研究》文中指出印染废水具有有机物含量高、色度深、水量大、水质情况复杂等特点,属于难降解的工业废水,直接选用单一的处理方法,如物化法或生物法很难将其达标处理,基于前人研究的基础和自身研究发现下,本文选用强化混凝-水解酸化-MBBR组合工艺处理印染废水,并对各个处理工艺进行研究分析,考察其影响因素对印染废水去除效果的影响、最佳的运行参数以及机理性问题。通过对干污泥进行活化和炭化的方法制备污泥生物炭作为混凝的强化剂,并研究了普通混凝与强化混凝对不同印染废水的去除效果及影响去除效果的影响因素。结果表明,强化混凝能够去除亲水性强、溶解度高、结构复杂、缔合程度高的染料分子,COD和色度去除率分别达到30%和36%,提高14%和26%;当PAC投加量为200 mg/L,初始p H在8～10时,能保持较高的去除率,且污泥生物炭的投加量越高,去除效果越好;采用扫描电镜（SEM）对污泥生物炭进行表征可知,改性后的污泥生物炭比表面积增加,孔隙率增加,吸附性能增强;采用傅里叶红（FTIR）红外光谱对强化混凝后的沉淀分析可知,混凝沉淀物出现了新的吸收峰官能团,说明印染废水中污染物被强化混凝吸附沉淀去除。采用闷曝法对MBBR进行挂膜,并对水解酸化/MBBR进行驯化,当COD和色度去除率达到80%以上,驯化结束且反应器开始启动。对印染废水进行初步研究和研究运行参数对污染物去除效果的影响发现,水解酸化能够提高废水的可生化性,并且水解酸化/MBBR联用时比单独使用能够大幅度增强对印染废水的去除效果,COD和色度去除率均能达到80%以上;当水解酸化和MBBR的最佳水力停留时间（HRT）分别为12 h和8 h,MBBR溶解氧（DO）保持在4 mg/L,进水初始p H保持在中性或弱碱性时,对印染废水的去除效果较好且较为经济。通过对水解酸化和MBBR进行生物相观察发现,水解酸化大多数为细菌类微生物,MBBR中还存在着大量的原生动物和后生动物,生物相种类多并且生长良好。组合工艺在PAC和污泥生物炭投加量分别为200 mg/L和300 mg/L,初始p H为8～10,水解酸化和MBBR HRT分别为8和12 h,初始p H为7～9,DO为4 mg/L的条件下连续稳定运行30 d,COD、色度和氨氮的去除率均能保持在较高的去除率,分别在90%、90%和98%以上;对各处理阶段进行紫外可见吸收光谱分析,随着工艺的进行,进水在664 nm、292 nm和246 nm处的波峰不断的降低,在出水阶段甚至是消失,并且出水在218 nm处产生了新的波峰,分析推测染料分子及其衍生物不断的被降解去除,最终降解为简单结构的小分子物质,污染物得到去除。图[28]表[6]参[73]
张洛红,李芮莹,曹敏,成晶晶,王勋涛,翟迎博,熊鑫[7]（2021）在《印染废水活性污泥代谢状态光偏转快速检测法》文中研究说明针对现有活性污泥检测方法过程繁琐、耗时长、检测结果滞后的局限,提出了光偏转快速检测法.在污泥负荷为0.33KgCOD/（kg MLSS×d）、水力停留时间为15h的印染废水完全混合式活性污泥系统中,投放粒径4mm、具有20μm微孔结构的聚乙烯醇（PVA）凝胶小球以负载微生物,并在小球达到稳定状态后,对其表面处因外界溶液与微生物代谢产物交换产生的浓度梯度变化,借助光斑分析仪进行光偏转检测,同时测定与光偏转检测结果相对应的15h后的出水COD及COD去除率.连续10个月的检测发现,小球中富集的主要为细菌,当进水COD由91.95mg/L增至519.4mg/L时,小球的光偏转值从229.51μm增加至299.97μm,COD去除率从16.03%提高至66.99%;当DO浓度为1.5mg/L～5mg/L时,小球光偏转值在DO=4mg/L时增至最大为309.3mg/L,对应状态下COD去除率增至最大为61.18%;在pH值为6～9时,小球光偏转值在pH=7时增至最大为293.96μm,对应状态下COD去除率也达到最大值为64.83%;当重金属Cr3+浓度增至50mg/L时,微生物活性逐渐受到抑制,小球光偏转值在Cr3+浓度为20mg/L时降至269.7μm,随后随着Cr3+浓度的增加,微生物细胞受损,胞内物质溶出,小球光偏转值有所增大,对应状态下COD去除率从52.5%持续降低至25.73%.结果表明:该方法可快速获得活性污泥代谢状态变化信息,且依据特定条件下小球光偏转值变化能够预测随后印染废水COD的去除效果.利用三维荧光光谱初步探究了微生物代谢引发光偏转的机理,发现参与微生物代谢的主要有机物为酪氨酸、芳香类蛋白及色氨酸.
杨昆仑[8]（2021）在《铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究》文中研究指明本文针对印染废水中锑污染物难以处理达标的问题,根据锑在印染废水中主要以五价锑酸根（Sb（OH）6-,Sb（Ⅴ））形式存在的特点,选用与Sb（Ⅴ）具有强亲和力的铁氧化物类材料进行吸附处理以达到排放标准,优选了常见铁氧化物中对Sb（Ⅴ）具有高吸附能力的铁氧化物形态—无定型态铁氧化物,分别使用掺杂其他金属类（锰）或非金属类（硅）氧化物的方法对铁氧化物进行了改性,达到了控制和调控铁氧化物晶体形态的目的,并探究了掺杂原理;使用烧结稳定化和软模板剂调控的方法进一步对掺杂型铁氧化物的结构形貌进行改进,提高了复合材料在吸附Sb（Ⅴ）方面的相关性能,实现了在印染废水共存无机、有机污染物下Sb（Ⅴ）的高效去除,并增强了复合材料的稳定性、可分离性,减少铁离子溶出,为实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标处理提供了优良的吸附材料。首先比较了赤铁矿、磁铁矿、针铁矿和水铁矿等常见形态铁氧化物的除锑性能,确定了无定型态铁氧化物—水铁矿具有更强的吸附能力。针对无定型铁氧化物易晶相转变的问题,通过向其掺杂金属类（锰）氧化物制备了锰掺杂型铁氧化物复合材料（FMBO）。研究发现锰氧化物的掺杂促进了FMBO中无定型铁氧化物的生成并阻碍其向结晶态针铁矿转变,增强了稳定性,由此提高了FMBO吸附Sb（Ⅴ）的能力。与其他FMBO相比,铁锰摩尔比为3:1的FMBO3中无定型铁含量更高（43.7%）、其吸附容量和吸附速率更大、pH适应范围较广（5至9）以及受共存污染物的影响更小,因此确定铁锰摩尔比3:1为最优的锰掺杂比例。FMBO3在初始锑浓度约为20 mg/L时的吸附容量为118 mg/g,在投加量为0.1g/L时能够实现实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。FMBO3对锑也具有良好的动态吸附能力和循环吸附-脱附性能。但是,循环吸附过程中无定型铁氧化物会经过溶解再沉淀反应逐渐向针铁矿转变,造成FMBO3的吸附能力逐渐下降。为了进一步减缓锰掺杂型铁氧化物在使用过程中的形态转变,对其进行了烧结稳定化改性（SFMC）。随着烧结温度和时间的增大,SFMC中的无定型铁氧化物逐渐转变为结晶态赤铁矿,发生的干热脱羟基反应在晶相转变后由可逆变为不可逆,其比表面积、总孔体积、无定型铁氧化物的含量则呈现先增大后减小的趋势。与其他SFMC相比,烧结温度为350oC、烧结时间为2 h的材料的比表面积和总孔体积更大、对Sb（Ⅴ）的最大吸附量更高（95 mg/g）、性价比最好,由此确定该条件为最优的稳定化条件。与未烧结的材料（FMBC）相比,最优稳定化SFMC的吸附容量和速率没有显着降低,但其沉降性和稳定性提升明显,Fe、Mn溶出量降低2/3以上,在循环中的晶相转变速率和程度显着减弱,循环吸附-脱附性能有所提升。最优稳定化SFMC能够实现静态和动态处理后实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。针对铁氧化物在掺杂锰后颗粒仍存在团聚等问题,在烧结稳定化的基础上分别使用十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、聚氧乙烯醚（Brij-58）和十二烷基磺酸钠（SDS）作为软模板剂对锰掺杂型铁氧化物进行了调控（SMFO）。实验表明软模板剂的添加改变了SMFO颗粒的尺寸、形貌及团聚程度,显着增大了比表面积。特别是Brij-58调控的SMFO-B,其内部产生大量孔道,颗粒聚集体尺寸明显减小,团聚程度显着降低,且模板剂残留量很少,因此SMFO-B的比表面积更大,达到137.6 m2/g,是未调控的材料（MFOC）的10倍。SMFO-B的结构形貌变化均有利于形成和暴露更多的功能性羟基位点,并导致其等电点增大,因此SMFO-B对Sb（Ⅴ）的吸附容量和去除速率更高,最大吸附量为147 mg/g,为MFOC的2倍以上;其适应pH的范围（5至10）较广,对抗印染废水共存污染物影响的能力也更强。投加量为0.1 g/L时,经SMFO-B吸附后实际印染废水中的Sb（Ⅴ）浓度为25μg/L,远低于排放标准。由此确定Brij-58软模板剂对SMFO的调控效果最佳。而SDS不太适合于调控吸附阴离子的SMFO。此外,SMFO-B对Sb（Ⅴ）具有出色的动态吸附能力和循环吸附-脱附能力。根据锰掺杂型铁氧化物的经验,使用非金属类（硅）氧化物对无定型铁氧化物进行了掺杂改性（SFOC）。研究发现适量硅氧化物的掺杂会阻碍SFOC中晶体颗粒的增长,增强无定型水铁矿的稳定性,减小所形成颗粒的尺寸,并促进SFOC形成孔道结构,从而显着降低铁氧化物颗粒的团聚程度,提高SFOC的比表面积和总孔体积并暴露更多的功能性Fe-OH,由此增强了SFOC的吸附能力。与单纯水铁矿及其他SFOC相比,铁硅摩尔比例为10:1的SFOC10具有更大的比表面积（364 m2/g）,为水铁矿的1.7倍,其暴露的功能性Fe-OH更多,对Sb（Ⅴ）具有更高的吸附容量（176 mg/g）和吸附速率,因此确定铁硅摩尔比10:1为最优的硅掺杂比例。SFOC10在共存污染物为近似实际浓度时对锑的去除率为90%以上,其适应pH的范围为5至9。投加量为0.1 g/L时,SFOC10对实际印染废水中Sb（Ⅴ）的去除率为83.6%,比水铁矿提高近20%,实现了锑的稳定达标排放。5次循环后SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附和脱附率仍达到85%以上,且SFOC10中的无定型铁氧化物几乎没有发生晶相转变,获得了比锰掺杂型铁氧化物更好的稳定性。FMBO3、最优稳定化SFMC、SMFO-B和SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附更符合Freundlich等温吸附模型和伪二级动力学模型。上述复合材料均主要依靠无定型铁氧化物实现对Sb（Ⅴ）的吸附,铁氧化物表面的功能性Fe-OH是主要的吸附位点,Sb（OH）6-和功能性Fe-OH之间发生的内层络合反应是主要的吸附机制。使用同步辐射分析技术确定了内层络合结构的两种形式,一是双齿单核边共享结构（E2）,Sb-Fe距离为3.03-3.11?;二是双齿双核角共享结构（C2）,Sb-Fe距离为3.52-3.60?。内层络合吸附属于专性吸附,保证了复合材料在去除锑时受到印染废水共存污染物的影响较小。印染废水中Cl-、NO3-、CH3COO-等阴离子,CTAB以及难溶的分散染料等有机物对除锑过程影响较小,而SO42-、CO32-、PO43-等阴离子,具有磺酸基团的表面活性剂及染料由于可以通过内层络合反应吸附到铁氧化物表面,会与Sb（Ⅴ）竞争吸附位点而对除锑过程产生一定影响。可以根据实际印染废水中锑处理的不同要求来选用本文提供的复合材料,如锰掺杂型铁氧化物成本较低,适合直投处理;硅掺杂型铁氧化物稳定性好,适合循环去除。
张峻搏[9]（2020）在《钢渣对含磷废水及染料废水的吸附性能及应用研究》文中指出基于钢渣自身特有的理化性质及其优异的吸附性能,以钢渣为吸附基质探究其对废水中磷、酸性染料和碱性染料的吸附性能及吸附机制。为提高电炉钢渣对染料废水的吸附性能、提高其应用范围,以电炉渣为原料进行改性,制备多元层状双金属氢氧化物（Layered Double Hydroxides,LDHs）,验证其对亚甲基蓝的吸附效果,并对其吸附机制进行解析。本研究获得的主要结果如下:1)联合采用扫描电镜（SEM）、能量色散X射线能谱（EDS）、X射线荧光光谱（XRF）、傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）和X射线衍射光谱（XRD）技术对钢渣原料进行了表征。钢渣浸出液中的铁（Fe）、铜（Cu）、锌（Zn）、硒（Se）、砷（As）、汞（Hg）、铅（Pb）和镉（Cd）的含量均符合地表水Ⅰ类标准要求,钢渣安全可靠。2)通过控制变量法探讨了环境因子对钢渣除磷的影响。当吸附时间为30 min时钢渣对不同浓度PO43-去除率均达97%以上;温度对钢渣除磷的影响并不明显;钢渣对焦磷酸盐吸附能力弱于正磷酸盐。联合应用SEM、EDS、XRF和XRD技术确定钢渣除磷的主要机制为化学吸附并辅以物理吸附,Ca HPO4·2H2O为主要沉淀物质。钢渣对生物池出水和湿地系统中的总磷（TP）去除率分别为98.36%和93.33%。与陶粒和沸石相比,钢渣具有最优的PO43-去除特性。3)钢渣对酸性品红、刚果红及碱性品红表现出了优异的吸附性能,不同实验条件下对以上染料的脱色率均可达到94%以上,钢渣对亚甲基蓝脱色效率最差。吸附时间、初始浓度、吸附温度、钢渣粒径和投加量是影响钢渣对不同类型染料吸附效果的重要因子,且不同因子对不同染料的影响程度不同。联合采用SEM、FTIR和XRD技术及Freundlich等温线模型最终确定酸性品红、刚果红和碱性品红为化学吸附;新胭脂红、甲基橙和亚甲基蓝为物理吸附。4)以钢渣为原料制备的多元LDHs材料对亚甲基蓝具有高效去除能力,适宜条件下对初始浓度为10 mg·L-1的亚甲基蓝溶液的脱色率可达98%以上。吸附时间、初始浓度、p H及吸附剂投加量是影响吸附效果的重要因素。该吸附机制以自发发生的化学吸附为主。
史振宇[10]（2020）在《催化臭氧氧化-BAF深度处理印染废水生化出水研究》文中指出印染废水是一种成分复杂、难生化处理废水。随着我国水环境治理力度不断提升,对印染废水处理提出了更高的要求。本研究选择了非均相催化臭氧氧化与曝气生物滤池耦合的组合工艺技术,对印染废水生化出水进行深度处理。在考察优选催化剂的基础上,研究了组合工艺处理实际印染废水生化出水的最佳工艺条件,并提出了通过两级分段处理降低运行成本的工艺思路。通过中试试验进一步考察了臭氧催化剂的长期稳定性和组合工艺的经济性,为该技术的实际应用提供了一定的基础数据和理论依据。首先,对非均相催化臭氧氧化技术核心之一负载型催化剂进行了研究。使用不同过渡金属盐溶液和载体制备了五种催化剂,比较考察了五种催化剂的吸附性能和催化性能,优选出一种效果最佳且具备较好应用价值的催化剂。通过对比有无催化剂条件下的臭氧氧化去除污染物效果,考察了催化剂的催化活性和稳定性,并通过SEM、XPS、BET等方法对催化剂特性进行了表征。其次,以实际印染废水生化出水为处理对象,在优化预处理方式基础上,考察了反应时间、催化剂使用量、臭氧投加量、臭氧浓度等参数条件对催化臭氧氧化去除污染物的影响。结果显示:最佳反应时间为30-40 min,最佳催化剂使用量为335 g/L,最佳臭氧投加量为70.65 mg/L,最佳臭氧浓度为71-90 mg/L。再次,考察了催化臭氧氧化-BAF组合工艺对印染废水生化出水的深度处理效果,结果显示:催化臭氧氧化可有效提升印染废水生化出水的可生化性,B/C比平均可提高56.79%;BAF处理催化臭氧氧化出水的效果随臭氧的投加量变化呈先升高后降低的趋势;两级催化臭氧氧化-BAF系统的处理效果优于单级系统,两级系统的最佳臭氧投加比例为6:4。最后,通过开展长期中试实验,验证了组合工艺的运行效果,并再次考察了催化剂在长期使用后的变化情况。结果表明:催化臭氧氧化-BAF组合工艺具有较强的抗冲击能力,在最优工况下,系统出水COD平均值为36 mg/L。催化剂经长期使用仍保持催化活性。组合工艺的直接运行成本为1.3元/m3。
二、印染废水快速处理初步研究（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、印染废水快速处理初步研究（论文提纲范文）
（1）三种非晶合金对两种废水的降解性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 印染、含油废水概述 |
| 1.1.1 印染废水及其危害 |
| 1.1.2 含油废水及其危害 |
| 1.2 废水处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 非晶合金的性能 |
| 1.3.1 力学性能 |
| 1.3.2 物理性能 |
| 1.3.3 化学性能 |
| 1.4 非晶合金在废水处理中的应用 |
| 1.5 本课题研究的内容及意义 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验流程 |
| 2.3 实验方法及设备 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验设备 |
| 2.3.3 非晶条带的制备 |
| 2.3.4 印染废水及含油废水的制备 |
| 2.4 样品表征及性能测试 |
| 2.4.1 非晶条带结构表征与性能测试 |
| 2.4.2 降解性能测试 |
| 第3章 非晶合金降解直接蓝6印染废水的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Fe基非晶条带类Fenton法降解直接蓝6 印染废水的研究 |
| 3.2.1 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带的结构表征 |
| 3.2.2 实验过程 |
| 3.2.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.2.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带与还原铁粉降解效果对比 |
| 3.2.5 降解机理分析 |
| 3.3 Cu基非晶条带还原法降解直接蓝6 印染废水的研究 |
| 3.3.1 实验过程 |
| 3.3.2 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金的结构表征 |
| 3.3.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.3.4 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的稳定性分析 |
| 3.3.5 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的路径分析 |
| 3.3.6 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的机理分析 |
| 3.4 Al基非晶合金电化学法降解直接蓝6印染废水的研究 |
| 3.4.1 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶条带的结构表征 |
| 3.4.2 实验过程 |
| 3.4.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.4.4 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金降解直接蓝6印染废水的稳定性分析 |
| 3.4.5 Al_(86)Ni_(10)Y_4基非晶合金降解直接蓝6印染废水的机理分析 |
| 3.5 非晶合金处理直接蓝6 印染废水的降解效果及方法分析 |
| 3.5.1 降解效果分析 |
| 3.5.2 降解方法分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 非晶合金处理模拟含油废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Cu基非晶合金电化学法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.2.1 非晶电极的结构表征 |
| 4.2.2 实验过程 |
| 4.2.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.2.4 Cu_(46)Zr_(46)Al_7Y_1非晶板电化学法降解含油废水的机理分析 |
| 4.3 Al基非晶合金电化学法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.3.1 实验过程 |
| 4.3.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.3.3 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金电化学法降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.3.4 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金电化学法降解含油废水的机理分析 |
| 4.4 Fe基非晶条带类Fenton法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.4.1 实验过程 |
| 4.4.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.4.3 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.4.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金与还原铁粉的对比实验 |
| 4.4.5 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金类Fenton法降解含油废水的机理分析 |
| 4.5 Fe基非晶合金电Fenton法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.5.1 实验过程 |
| 4.5.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.5.3 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.5.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金电Fenton法降解含油废水的机理分析 |
| 4.6 非晶合金处理含油废水的降解效果及方法分析 |
| 4.6.1 降解效果分析 |
| 4.6.2 降解方法分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（2）印染废水生化处理微生物菌群的选育及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染染料概况 |
| 1.1.1 偶氮染料 |
| 1.1.2 蒽醌染料 |
| 1.1.3 三苯甲烷染料 |
| 1.2 印染废水概况及处理方法 |
| 1.2.1 印染废水概况 |
| 1.2.2 印染废水物理处理法 |
| 1.2.3 印染废水化学处理法 |
| 1.2.4 印染废水生物处理法 |
| 1.3 印染废水处理中功能微生物研究现状 |
| 1.3.1 细菌 |
| 1.3.2 真菌 |
| 1.3.3 藻类 |
| 1.3.4 复合微生物菌群 |
| 1.4 染料降解酶研究进展 |
| 1.4.1 偶氮还原酶 |
| 1.4.2 漆酶 |
| 1.4.3 木质素过氧化物酶 |
| 1.4.4 锰过氧化物酶 |
| 1.5 本课题的研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 主要实验材料 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 培养基与溶液 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 活性污泥的定向驯化及微生物菌群的富集选育 |
| 2.2.2 活性污泥及微生物菌群的多样性分析 |
| 2.2.3 培养及保藏方法 |
| 2.2.4 染料脱色率的测定 |
| 2.2.5 化学需氧量的测定 |
| 2.2.6 菌群中单一菌株的分离 |
| 2.2.7 细菌基因组的提取 |
| 2.2.8 PCR扩增及测序分析 |
| 2.2.9 UV-Vis测定 |
| 2.2.10 GC-MS测定 |
| 2.2.11 染料降解酶的酶活测定 |
| 2.2.12 代谢产物毒性测定 |
| 2.2.13 固态菌剂的制备 |
| 2.2.14 其他测定方法 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 微生物菌群的选育及稳定性研究 |
| 3.1.1 活性污泥的定向驯化及微生物菌群的富集选育 |
| 3.1.2 微生物菌群与单一菌株脱色效果的比较 |
| 3.1.3 微生物菌群的脱色稳定性研究 |
| 3.2 高活性菌群降解染料的代谢途径及产物毒性分析 |
| 3.2.1 染料生物降解动力学特征 |
| 3.2.2 染料降解途径探究 |
| 3.2.3 染料降解代谢产物毒性分析 |
| 3.3 基于菌群选育的固态菌剂制备及应用 |
| 3.3.1 基于染料脱色效果的菌群培养工艺优化及放大培养 |
| 3.3.2 固态菌剂的制备及稳定性分析 |
| 3.3.3 固态菌剂在印染废水中的应用 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A:染料降解代谢产物MS验证图 |
| 附录 B:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（3）大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 印染废水的来源及危害 |
| 1.3 传统处理方法研究现状 |
| 1.3.1 常规物化法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.4 高级氧化技术研究现状 |
| 1.5 等离子体技术应用于印染废水处理 |
| 1.5.1 等离子体概述 |
| 1.5.2 等离子体放电原理 |
| 1.5.3 低温等离子体水处理技术的研究现状 |
| 1.5.4 辉光放电技术在降解印染废水中的原理 |
| 1.6 主要工作及章节安排 |
| 第2章 实验装置与监测方法 |
| 2.1 仪器设备及实验药品 |
| 2.2 循环反应装置 |
| 2.3 光纤光谱仪监测原理 |
| 2.4 反应装置电路及部件 |
| 2.5 亚甲基蓝染料溶液浓度监测方法 |
| 2.6 亚甲基蓝染料降解率的计算 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 实验结果与分析 |
| 3.1 气电参数对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.1 电流强度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.2 电极距离对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.1.3 气体流量对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2 溶液初始条件对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.1 初始浓度对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.2 初始p H对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.2.3 初始电导率对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3 添加剂对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.1 乙醇和异丙醇对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.2 过氧化氢H_2O_2和过氧化氢酶CAT对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.3.3 二价铁和纳米铁粉对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4 环境气体与工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.1 工作气体为氩气,改变环境气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.2 环境气体为空气,改变工作气体对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.4.3 隔绝空气对亚甲基蓝降解效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 测试结果与分析 |
| 4.1 化学需氧量COD测试 |
| 4.2 高效液相色谱质谱联用LC-MS测试 |
| 4.3 亚甲基蓝分子降解过程分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（4）臭氧微纳米气泡处理典型工业废水的中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 工业废水的组成与特性 |
| 1.1.1 电镀废水 |
| 1.1.2 纺织印染废水 |
| 1.1.3 皮革废水 |
| 1.2 工业废水的提质增效 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 臭氧高级氧化法 |
| 1.3.2 微纳米气泡技术 |
| 1.3.3 微纳米气泡增强臭氧传质过程 |
| 1.3.4 双氧水催化臭氧氧化工艺 |
| 1.3.5 氧化还原电位(ORP)监测技术 |
| 1.3.6 臭氧处理毒理性 |
| 1.4 研究内容、目的及意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 臭氧微纳米气泡处理装置 |
| 2.2 实验仪器及试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实际水样 |
| 2.3.2 臭氧氧化法处理工业废水 |
| 2.3.3 双氧水催化臭氧微纳米气泡氧化处理高盐印染废水 |
| 2.4 检测指标及方法 |
| 2.4.1 常见水质指标 |
| 2.4.2 发光菌急性毒性试验 |
| 2.4.3 三维荧光光谱 |
| 2.4.4 高分子凝胶色谱 |
| 2.4.5 高效液相色谱 |
| 第三章 基于ORP指标监测实际印染废水的氧化效能研究 |
| 3.1 纳米气泡性质测定 |
| 3.2 曝气方式对臭氧传质效能的评估 |
| 3.3 臭氧氧化探针化合物的二级动力学反应 |
| 3.4 臭氧微纳米气泡处理实际印染废水 |
| 3.4.1 直接臭氧氧化 |
| 3.4.2 金属离子均相催化 |
| 3.4.3 双氧水催化臭氧氧化 |
| 3.4.4 双氧水催化臭氧化过程的实验优化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 臭氧微气泡提质增效处理的中试应用及经济性分析 |
| 4.1 低COD电镀废水中试实验处理 |
| 4.1.1 半连续流中试实验 |
| 4.1.2 镍去除率 |
| 4.1.3 连续流试验 |
| 4.1.4 经济性分析 |
| 4.2 低COD皮革废水中试实验处理 |
| 4.2.1 半连续流中试实验 |
| 4.2.2 连续流运行试验 |
| 4.2.3 经济性分析 |
| 4.2.4 急性毒性试验(Bio-toxicity tests) |
| 4.3 印染废水中试实验处理 |
| 4.3.1 半连续流试验 |
| 4.3.2 经济性评估 |
| 4.3.3 连续流运行 |
| 4.4 经济性综合评价 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 臭氧微纳米气泡处理有机物变化规律研究 |
| 5.1 三种特征工业废水有机物分布分析 |
| 5.2 电镀废水处理过程有机物分布分析 |
| 5.3 皮革废水处理过程有机物分布分析 |
| 5.4 印染废水处理过程有机物分布分析 |
| 5.5 小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（5）造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 本文的研究目的及意义 |
| 1.1.1 研究目的 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 本文的研究内容及拟解决的关键问题 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 拟解决的关键问题 |
| 1.3 本文的特色及创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 染料废水的研究现状 |
| 2.1.1 染料废水的特点 |
| 2.1.2 染料废水的处理方法 |
| 2.2 化学絮凝剂的研究现状 |
| 2.3 生物质基有机高分子絮凝剂研究现状 |
| 2.3.1 纤维素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.2 壳聚糖基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.3 淀粉基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.4 海藻酸钠基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.5 木质素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.4 造纸污泥综合利用的研究现状 |
| 2.5 天然高分子絮凝剂的构效关系的研究 |
| 2.5.1 天然高分子絮凝剂的构效关系研究的必要性 |
| 2.5.2天然高分子絮凝剂的构效关系的研究现状 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 实验药品 |
| 3.1.3 实验仪器及设备 |
| 3.1.4 实验水样 |
| 3.2 混凝剂和絮凝剂的制备 |
| 3.2.1 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备 |
| 3.2.2 不同碱化度(B)的聚合氯化铝的制备方法 |
| 3.2.3 商业级絮凝剂的制备 |
| 3.3 混凝剂及絮凝剂的结构表征 |
| 3.3.1 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.3.2 电荷密度分析 |
| 3.3.3 Zeta电位分析 |
| 3.3.4 分子量 |
| 3.3.5 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.3.6 透射电镜(TEM)分析 |
| 3.3.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.4 混凝-絮凝实验及水质测试方法 |
| 3.4.1 混凝-絮凝烧杯实验 |
| 3.4.2 水质测试方法 |
| 3.5 混凝-絮凝动力学过程 |
| 3.5.1 光散射颗粒仪动态监测 |
| 3.5.2 絮体特性指数计算方法 |
| 第四章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备及结构调控 |
| 4.1 接枝共聚法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.1.1 引发剂KPS的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.2 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.3 DMC的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.4 DMC的投加方式对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.5 搅拌速度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2 醚化法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.2.1 NaOH的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.2 GTA的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.3 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型与其絮凝行为的关系研究 |
| 5.1 不同结构的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的结构表征 |
| 5.1.1 FTIR分析 |
| 5.1.2 TEM及SEM分析 |
| 5.1.3 XPS分析 |
| 5.1.4 电荷密度、分子量及不同pH条件下絮凝剂的zeta电位分析 |
| 5.2 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型对其絮凝脱色性能的影响研究 |
| 5.2.1 投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 5.2.2 水样初始pH对絮凝行为的影响 |
| 5.2.3 天然有机质及无机悬浮颗粒对絮凝行为的影响 |
| 5.3 不同分子构型的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的絮凝机理分析 |
| 5.4 经济分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的电荷密度及分子量与其絮凝行为的关系研究 |
| 6.1 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的结构表征 |
| 6.1.1 FTIR分析 |
| 6.1.2 电荷密度、分子量及zeta电位分析 |
| 6.1.3 XPS分析 |
| 6.2 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝效能 |
| 6.2.1 絮凝剂的投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 6.2.2 水样初始pH对絮凝性能的影响 |
| 6.3 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝机理分析 |
| 6.4 成本分析 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂与市售混凝剂/絮凝剂的对比研究 |
| 7.1 碱木素与商业级木质素的结构表征 |
| 7.1.1 FTIR分析 |
| 7.1.2 粒径分布 |
| 7.2 PS-g-DMC与LBF的结构表征 |
| 7.2.1 FTIR分析 |
| 7.2.2 Zeta电位、电荷密度及分子量 |
| 7.2.3 XPS分析 |
| 7.2.4 TEM |
| 7.3 PS-g-DMC与LBF的絮凝行为对比研究 |
| 7.3.1 投加量对絮凝性能的影响 |
| 7.3.2 水样pH对PS-g-DMC和LBF的絮凝性能的影响 |
| 7.4 PS-g-DMC与商业级混凝剂/絮凝剂的絮凝行为对比研究 |
| 7.4.1 不同混凝-絮凝体系的脱色效果 |
| 7.4.2 水样pH对不同混凝-絮凝体系的絮凝行为的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 造纸污泥基絮凝剂与PAC复合及复配使用的效能及作用机制研究 |
| 8.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.1.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的结构表征 |
| 8.1.2 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.1.3 水样pH对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.2 PAC与PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.2.1 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.2.2 水样pH对PAC+PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.3 小结 |
| 第九章 造纸污泥基絮凝剂在实际印染废水处理中的效能及作用机制研究 |
| 9.1 PS-g-DMC单独使用时与PAC的混凝行为对比研究 |
| 9.1.1 PAC和PS-g-DMC的混凝效果 |
| 9.1.2 水样pH对PAC和PS-g-DMC混凝行为的影响 |
| 9.2 PS-g-DMC和CPAM与PAC复配使用时的助凝效果的对比研究 |
| 9.2.1 不同混凝体系的混凝效能 |
| 9.2.2 水样pH对不同混凝体系的混凝行为的影响 |
| 9.3 二次混凝体系的混凝脱色效能及作用机制研究 |
| 9.3.1 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系在实际印染废水处理中的混凝效果 |
| 9.3.2 PAC和PS-g-DMC的相互作用机制研究 |
| 9.3.3 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系处理酸化后印染废水的混凝行为 |
| 9.4 小结 |
| 第十章 结论与展望 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间学术成果 |
| 附录一 |
| 附录二 |
| 附录三 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）强化混凝-水解酸化-MBBR处理印染废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 .课题背景 |
| 1.2 .印染废水来源、特征及危害 |
| 1.2.1 .印染废水的来源 |
| 1.2.2 .印染废水的特征 |
| 1.2.3 .印染废水的危害 |
| 1.3 .印染废水处理技术研究进展 |
| 1.3.1 .物理法 |
| 1.3.2 .化学法 |
| 1.3.3 .生物法 |
| 1.3.4 .组合工艺法 |
| 1.4 .论文研究目的、意义与内容 |
| 1.4.1 .研究目的与意义 |
| 1.4.2 .研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 .试验工艺和装置 |
| 2.1.1 .试验工艺 |
| 2.1.2 .试验装置 |
| 2.2 .试验材料 |
| 2.2.1 .仪器和试剂 |
| 2.2.2 .接种污泥 |
| 2.2.3 .试验用水 |
| 2.3 .污泥生物炭的制备 |
| 2.4 .悬浮填料的选择与改性 |
| 2.4.1 .悬浮填料的选择 |
| 2.4.2 .悬浮填料的改性 |
| 2.5 .检测及分析项目方法 |
| 2.5.1 .常规水质检测方法 |
| 2.5.2 .SEM表征方法 |
| 2.5.3 .FTIR分析方法 |
| 2.5.4 .紫外可见吸收光谱分析方法 |
| 第三章 强化混凝预处理印染废水研究 |
| 3.1 .实验方法 |
| 3.1.1 .实验步骤 |
| 3.1.2 .混凝剂的选择 |
| 3.2 .混凝与强化混凝对不同印染废水处理效果研究 |
| 3.2.1 .COD去除效果 |
| 3.2.2 .色度去除效果 |
| 3.2.3 .SS去除效果 |
| 3.3 .强化混凝处理效果影响因素分析 |
| 3.3.1 .PAC投加量的影响 |
| 3.3.2 .污泥生物炭投加量的影响 |
| 3.3.3 .初始p H的影响 |
| 3.4 .强化混凝机理研究 |
| 3.4.1 .SEM对污泥生物炭的表观分析 |
| 3.4.2 .FTIR对强化混凝分析 |
| 3.5 .小结 |
| 第四章 水解酸化/MBBR处理印染废水研究 |
| 4.1 .水解酸化/MBBR驯化及启动 |
| 4.1.1 .MBBR挂膜 |
| 4.1.2 .水解酸化/MBBR驯化 |
| 4.1.3 .水解酸化/MBBR启动 |
| 4.2 .水解酸化/MBBR处理印染废水的初步研究 |
| 4.2.1 .水解酸化处理印染废水研究 |
| 4.2.2 .MBBR处理印染废水研究 |
| 4.2.3 .水解酸化/MBBR联用处理印染废水研究 |
| 4.3 .运行参数对污染物去除效果影响 |
| 4.3.1 .水力停留时间对污染物去除效果影响 |
| 4.3.2 .溶解氧对污染物去除效果影响 |
| 4.3.3 .初始p H对污染物去除效果影响 |
| 4.4 .生物相观察 |
| 4.4.1 .水解酸化微生物观察 |
| 4.4.2 .MBBR微生物观察 |
| 4.5 .小结 |
| 第五章 强化混凝-水解酸化-MBBR处理印染废水研究 |
| 5.1 .强化混凝-水解酸化-MBBR对印染废水的污染物去除效果 |
| 5.1.1 .COD去除效果 |
| 5.1.2 .色度去除效果 |
| 5.1.3 .氨氮去除效果 |
| 5.2 .各处理阶段有机污染物沿程变化 |
| 5.3 .小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 .结论 |
| 6.2 .创新点 |
| 6.3 .建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（8）铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水中的锑污染现状 |
| 1.1.1 锑元素及锑污染概述 |
| 1.1.2 印染废水中的锑 |
| 1.1.3 印染废水中锑的处理现状 |
| 1.1.4 其他含锑废水现有处理工艺 |
| 1.2 铁氧化物类复合材料对锑的去除现状 |
| 1.2.1 磁性铁氧化物类(Fe_3O_4)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.2 三氧化二铁类(Fe_2O_3)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.3 羟基氧化铁类(Fe O(OH))复合材料对锑的去除 |
| 1.2.4 无定型铁氧化物类(水铁矿)复合材料对锑的去除 |
| 1.3 本文选题背景和思路 |
| 1.4 本文研究目标与主要研究任务 |
| 1.5 本文技术路线 |
| 1.6 本章小结 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 主要实验设备 |
| 2.2 复合材料的制备方法 |
| 2.2.1 几种常规形态铁氧化物的制备 |
| 2.2.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.2.3 硅掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.3 本文主要实验方法 |
| 2.3.1 静态吸附实验 |
| 2.3.2 动态吸附实验 |
| 2.3.3 循环吸附-脱附实验 |
| 2.4 本文主要分析和表征方法 |
| 2.4.1 溶液中相关离子的测定 |
| 2.4.2 实验中主要的表征方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备及对印染废水中锑的去除 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 几种常规形态铁氧化物对锑吸附性能的初步分析 |
| 3.3 不同掺杂比例的锰掺杂型铁氧化物复合材料的表征分析 |
| 3.3.1 锰掺杂型铁氧化物复合材料的形貌分析 |
| 3.3.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XRD物相分析 |
| 3.3.3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的比表面积分析 |
| 3.3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XPS分析 |
| 3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的锑吸附能力分析 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线 |
| 3.5 印染废水pH对 FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6 印染废水无机及有机共存污染物对FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6.1 共存阴离子的影响 |
| 3.6.2 共存表面活性剂或印染助剂的影响 |
| 3.6.3 共存大分子染料的影响 |
| 3.7 锰氧化物的掺杂原理及FMBO对 Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.7.1 锰氧化物的掺杂原理 |
| 3.7.2 FMBO_3对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.8 实际印染废水中FMBO去除Sb(Ⅴ)的应用性分析 |
| 3.9 最优掺杂比例的FMBO的循环吸附-脱附性能分析 |
| 3.10 最优掺杂比例的FMBO对 Sb(Ⅴ)的动态吸附性能分析 |
| 3.10.1 动态吸附穿透曲线分析 |
| 3.10.2 动态脱附及循环动态吸附-脱附分析 |
| 3.11 本章小结 |
| 4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的烧结稳定化及对印染废水中锑的去除 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 不同烧结稳定化SFMC复合材料的表征分析 |
| 4.2.1 烧结稳定化SFMC复合材料的XRD物相分析 |
| 4.2.2 烧结稳定化SFMC复合材料的形貌分析 |
| 4.2.3 烧结稳定化SFMC复合材料的功能性基团分析 |
| 4.2.4 烧结稳定化SFMC复合材料的比表面积及孔体积分析 |
| 4.3 SFMC对 Sb(Ⅴ)的吸附表现及烧结稳定化条件的优选 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 SFMC的分离特性和溶出特性分析及稳定化条件优选 |
| 4.3.3 SFMC烧结稳定化条件的优选 |
| 4.4 最优稳定化的SFMC对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 4.4.1 吸附动力学 |
| 4.4.2 印染废水pH、共存物质对SFMC吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.4.3 实际印染废水的静态和动态去除实验 |
| 4.5 最优稳定化的SFMC对 Sb(Ⅴ)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 4.6 烧结稳定化原理及SFMC吸附锑的机理分析 |
| 4.6.1 烧结稳定化原理 |
| 4.6.2 最优稳定化的SFMC吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 软模板法调控的锰掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 软模板剂调控的SMFO的表征分析 |
| 5.2.1 SMFO的颗粒形貌分析 |
| 5.2.2 SMFO的 XRD物相分析 |
| 5.2.3 SMFO的热重及软模板剂残留量分析 |
| 5.2.4 SMFO的比表面积和总孔体积分析 |
| 5.2.5 SMFO的 XPS和铁锰比例分析 |
| 5.2.6 SMFO的功能性基团分析 |
| 5.3 软模板剂调控的SMFO对 Sb(Ⅴ)的吸附能力分析 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.4 软模板剂调控的SMFO对印染废水中Sb(Ⅴ)的去除性能分析 |
| 5.4.1 印染废水pH对 SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 5.4.2 印染废水无机及有机共存污染物对SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响.. |
| 5.4.3 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 5.5 SMFO-B的循环吸附-脱附性能分析 |
| 5.6 软模板剂调控原理及SMFO-B吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 5.6.1 软模板剂法对SMFO的调控原理分析 |
| 5.6.2 SMFO-B对 Sb(Ⅴ)的吸附机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 硅掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 不同硅掺杂比例的SFOC的表征分析 |
| 6.2.1 SFOC的 XRD物相分析 |
| 6.2.2 SFOC的颗粒形貌分析 |
| 6.2.3 SFOC的比表面积和总孔体积分析 |
| 6.2.4 SFOC的功能性基团分析 |
| 6.2.5 SFOC的 XPS分析 |
| 6.3 吸附等温线及硅掺杂比例的优选 |
| 6.4 SFOC_(10)对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 6.4.1 吸附动力学 |
| 6.4.2 印染废水pH对 SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.3 印染废水共存污染物对SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.4 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 6.5 SFOC_(10)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 6.6 硅掺杂原理及SFOC_(10)吸附锑的机理分析 |
| 6.6.1 SFOC中硅氧化物的掺杂原理 |
| 6.6.2 SFOC_(10)对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 研究建议及展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
（9）钢渣对含磷废水及染料废水的吸附性能及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含磷废水的排放与治理 |
| 1.1.1 水体中磷的来源及危害 |
| 1.1.2 水体中磷的去除方法 |
| 1.2 染料废水的排放与治理 |
| 1.2.1 染料废水中色度的来源及危害 |
| 1.2.2 染料废水的治理方法 |
| 1.3 吸附法概述 |
| 1.3.1 吸附类型 |
| 1.3.2 常用吸附剂 |
| 1.3.3 影响因素 |
| 1.4 钢渣应用现状 |
| 1.4.1 钢渣的结构和特性 |
| 1.4.2 钢渣在污水处理中的研究现状 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 本课题研究的意义 |
| 第2章 钢渣原料的来源与表征 |
| 2.1 钢渣原料的来源 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 表征方法 |
| 2.2.2 钢渣安全性能评估方法 |
| 2.3 钢渣原料的表征 |
| 2.3.1 SEM表征 |
| 2.3.2 EDS表征 |
| 2.3.3 XRF表征 |
| 2.3.4 FTIR表征 |
| 2.3.5 XRD表征 |
| 2.3.6 钢渣安全性能评估 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 钢渣对水中磷的吸附性能及机制研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验药品及仪器 |
| 3.1.2 钢渣样品 |
| 3.1.3 含磷废水的配置 |
| 3.1.4 吸附时间及初始浓度对钢渣除磷的影响 |
| 3.1.5 吸附温度对钢渣除磷的影响 |
| 3.1.6 初始pH对钢渣除磷的影响 |
| 3.1.7 钢渣对磷的吸附量及脱附量实验 |
| 3.1.8 钢渣对焦磷酸盐的吸附实验 |
| 3.1.9 钢渣对实际水体中磷的吸附实验 |
| 3.1.10 钢渣与其他材料的吸附效果对比 |
| 3.1.11 数据的处理与分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 吸附时间及初始浓度对钢渣除磷的影响 |
| 3.2.2 吸附温度对钢渣除磷的影响 |
| 3.2.3 初始pH对钢渣除磷的影响 |
| 3.2.4 吸附量与脱附量分析 |
| 3.2.5 钢渣对焦磷酸钠的吸附效果分析 |
| 3.2.6 钢渣对实际水体中磷的去除性能 |
| 3.2.7 钢渣与其他材料除磷效果对比 |
| 3.2.8 钢渣吸附磷后的表征分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 钢渣对染料废水的吸附性能研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器及药品 |
| 4.1.2 钢渣样品 |
| 4.1.3 染料废水配置 |
| 4.1.4 吸附时间及初始浓度对钢渣脱色的影响 |
| 4.1.5 吸附温度对钢渣脱色的影响 |
| 4.1.6 钢渣粒径及投加量对钢渣脱色的影响 |
| 4.1.7 钢渣对含磷印染废水的脱色除磷效果 |
| 4.1.8 数据的处理与分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 染料的标准曲线方程 |
| 4.2.2 吸附时间及初始浓度对钢渣脱色的影响 |
| 4.2.3 吸附温度对钢渣脱色的影响 |
| 4.2.4 钢渣粒径及投加量对钢渣脱色的影响 |
| 4.2.5 钢渣对含磷印染废水脱色除磷性能 |
| 4.2.6 吸附等温线分析 |
| 4.2.7 钢渣吸附染料后的SEM表征 |
| 4.2.8 钢渣吸附染料后的FTIR表征 |
| 4.2.9 钢渣吸附染料后的XRD表征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 改性钢渣对染料废水吸附性能研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验仪器及药品 |
| 5.1.2 钢渣样品 |
| 5.1.3 LDHs的合成 |
| 5.1.4 染料废水配置 |
| 5.1.5 吸附时间及初始浓度对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.1.6 吸附温度对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.1.7 初始pH对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.1.8 LDHs投加量对脱色效果的影响 |
| 5.1.9 数据的处理与分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 吸附时间及初始浓度的影响对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.2.2 吸附温度对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.2.3 p H对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.2.4 投加量对多元LDHs吸附亚甲基蓝的影响 |
| 5.2.5 吸附前后的多元LDHs表征 |
| 5.2.6 吸附动力学分析 |
| 5.2.7 吸附等温线分析 |
| 5.2.8 吸附热力学分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
| 致谢 |
（10）催化臭氧氧化-BAF深度处理印染废水生化出水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 印染废水的污染特性 |
| 1.2 印染废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 课题研究目的和意义 |
| 1.3.1 研究背景 |
| 1.3.2 研究目的与意义 |
| 1.3.3 研究主要内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 水样预处理方法 |
| 2.2.2 催化臭氧氧化实验方法 |
| 2.2.3 BAF的启动方法 |
| 2.2.4 中试实验方法 |
| 2.3 分析项目及检测方法 |
| 第3章 催化剂的制备及性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化剂的制备 |
| 3.3 催化剂的性能研究 |
| 3.3.1 催化剂的吸附性能 |
| 3.3.2 催化剂活性 |
| 3.3.3 MAc催化效果 |
| 3.3.4 MAc催化剂的稳定性 |
| 3.3.5 催化剂的表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 催化臭氧氧化处理印染废水研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 水样的预处理 |
| 4.2.1 原水水质情况 |
| 4.2.2 不同预处理方式 |
| 4.2.3 不同混凝剂的影响 |
| 4.3 催化臭氧氧化反应动力学研究 |
| 4.4 不同反应条件对处理效果的影响 |
| 4.4.1 催化剂投加量的影响 |
| 4.4.2 臭氧投加量的影响 |
| 4.4.3 臭氧浓度的影响 |
| 4.4.4 pH的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 催化臭氧氧化-BAF组合处理印染废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 催化臭氧氧化对生化性的影响 |
| 5.3 催化臭氧氧化-BAF组合处理效果 |
| 5.3.1 单级系统处理效果 |
| 5.3.2 单级和两级系统处理效果比较 |
| 5.3.3 不同臭氧投加量比例对两级系统的影响 |
| 5.4 中试试验情况 |
| 5.4.1 中试流程示意图 |
| 5.4.2 中试试验效果 |
| 5.4.3 催化剂使用寿命 |
| 5.4.4 处理成本估算 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、印染废水快速处理初步研究（论文参考文献）
- [1]三种非晶合金对两种废水的降解性能研究[D]. 徐晓辰. 沈阳工业大学, 2021(02)
- [2]印染废水生化处理微生物菌群的选育及应用[D]. 许胜杰. 江南大学, 2021(01)
- [3]大气压等离子体在降解模拟印染废水中的应用研究[D]. 颛孙梦临. 广西师范大学, 2021(10)
- [4]臭氧微纳米气泡处理典型工业废水的中试研究[D]. 芦婉蒙. 兰州理工大学, 2021(01)
- [5]造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究[D]. 郭康鹰. 山东大学, 2021(11)
- [6]强化混凝-水解酸化-MBBR处理印染废水研究[D]. 陈嘉雄. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [7]印染废水活性污泥代谢状态光偏转快速检测法[J]. 张洛红,李芮莹,曹敏,成晶晶,王勋涛,翟迎博,熊鑫. 中国环境科学, 2021(09)
- [8]铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究[D]. 杨昆仑. 浙江大学, 2021
- [9]钢渣对含磷废水及染料废水的吸附性能及应用研究[D]. 张峻搏. 河北科技大学, 2020(06)
- [10]催化臭氧氧化-BAF深度处理印染废水生化出水研究[D]. 史振宇. 北京建筑大学, 2020(08)
标签：染料论文; 印染废水论文; 水处理絮凝剂论文; 聚丙烯酰胺絮凝剂论文; 臭氧浓度论文;