一、高铁酸钾预氧化去除水中苯酚及其机理（论文文献综述）
张发奎,魏东洋,李杰,徐卫东,周雯[1]（2020）在《响应面法优化高铁酸钾预氧化精细化工废水试验研究》文中研究说明采用高铁酸钾预氧化处理精细化工废水,通过单因素平行试验考察了高铁酸钾投加量、pH及反应时间对COD去除效果的影响,并采用响应面法进一步优化工艺条件。结果表明,影响COD去除率的显着性顺序依次为:反应时间>高铁酸钾投加量>pH,优化预氧化条件为:高铁酸钾投加量3.91 g/L、pH 4.09、反应时间35.40 min,在此条件下COD去除率33.15%,模型实际验证结果与预测值接近。高铁酸钾可有效降解废水中难降解有机物,B/C值由0.076提高至0.135,但仍未达到后续生化处理要求,还需与其他预处理技术或强化生化工艺组合。
张婧[2]（2020）在《折点加氯体系中碘代酚类副产物的生成规律及控制方法研究》文中认为碘元素在自然界中广泛分布。酚类基团是天然有机物（如腐殖酸）的基本组成部分。在饮用水和污水的氯化/氯胺化消毒处理过程中,消毒剂能将碘离子氧化为高活性不稳定的次碘酸,并与酚类物质发生取代反应生成碘代酚类消毒副产物。相较于常规碘代消毒副产物（如碘仿和碘乙酸）,碘代酚类副产物的毒性更强、危害更大。研究水体消毒过程中碘代酚类副产物的生成规律及控制方法具有重要的实际意义。本文首先研究了在折点加氯体系中碘代酚类副产物的生成规律。结果表明,在折点加氯处理过程中,碘代酚类消毒副产物的生成量在阶段一（HOCl/NH3-N摩尔比小于1:1,体系中的活性氯主要为一氯胺）随HOCl/NH3-N摩尔比的增加而增加;在阶段二（HOCl/NH3-N的摩尔比大于1:1,小于2:1,体系中的总氯主要由一氯胺,二氯胺和三氯胺）由于总氯逐渐减少,生成的碘代酚类副产物也随之减少;在阶段三（HOCl/NH3-N的摩尔比大于2:1,此时体系中的活性氯主要为自由氯）,碘代酚类副产物的浓度先随HOCl/NH3-N摩尔比的增加而增加,然后随着自由氯浓度的增加而减少。折点处总氯浓度最低,碘代酚类副产物的形成量也最低。在高HOCl/NH3-N摩尔比下,由于高浓度自由氯的存在,体系里的碘离子被氧化成IO3-,可以避免HOI在水中的积累,使水中碘代酚类副产物的形成量降低。除此之外,高浓度的自由氯还能将部分碘代酚类产物转化为其他氯代和碘代芳香族产物。在低HOCl/NH3-N摩尔比（主要是一氯胺消毒）体系中,水体中的碘代酚类副产物浓度逐渐升高,然后保持稳定。高铁酸钾的预氧化可在折点加氯处理过程中大大减少碘代酚类副产物的形成。一方面,高铁酸钾可氧化降解碘代酚类副产物的前体物质（酚类化合物）;另一方面,高铁酸钾可以将碘离子快速氧化为无毒无害的碘酸盐,避免次碘酸在水中积累而生成碘代酚类消毒副产物。经过高铁酸盐预氧化处理,反应体系中的苯酚和双酚S分别被降解了100%和83%;且高铁酸钾预氧化处理后,苯酚和双酚S体系中均有超过70%的碘离子被氧化为碘酸盐,对硝基酚体系中90%以上的碘离子被氧化为碘酸盐。高铁酸钾的预氧化处理是在后续消毒过程中控制碘代酚类副产物形成的有效措施。
周丽君[3]（2020）在《饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究》文中提出饮用水消毒是防止传染病传播的一项重要措施,但消毒措施会产生一系列的有害的消毒副产物（DBPs）,所以探究DBPs的去除技术具有十分重要的意义。本试验中亚硝基二苯胺（NDPh A）的测定采用高效液相色谱法,采用外标法分析。试验采用了UV-H2O2联合工艺、粉末活性炭吸附技术和高铁酸钾氧化技术,对饮用水消毒副产物NDPh A的降解效果、影响因子及动力学规律进行了研究。试验拟合的标准曲线的相关系数R2值为0.9992,试验的加标回收率为98.5%～102%,相对标准偏差为0.68～3.74%,分析方法的最小检测限小于1.48μg/L。检测结果具有较高的精密性和准确性。试验表明:单独使用UV或者H2O2降解NDPh A的效率均一般,UV-H2O2联合降解NDPh A的效果十分明显。NDPh A初始浓度为150μg/L,紫外光光强为420μW/cm2,H2O2投加量为30μmol/L,反应40 min后,NDPh A的去除率高达96.8%;H2O2投加量的增加可以提高NDPh A的去除效率,p H和初始浓度的增加均会降低NDPh A的去除效率,UV-H2O2去除NDPh A的反应过程符合一级反应动力学规律。粉末活性炭（PAC）对NDPh A的去除率随着时间的增加逐渐增大,NDPh A初始浓度为150μg/L、PAC投加量为2 g/L、p H=7、温度控制在25°C的情况下,反应240 min后,PAC对NDPh A的去除率为73.69%;PAC吸附NDPh A在1 h时基本达到饱和,整体上呈现出由快至慢的吸附速率。PAC的吸附去除可分为三个阶段:快速吸附阶段（0～30 min）、慢速吸附阶段（30～180 min）、吸附饱和阶段（180～240 min）。PAC投加量为0.4～2 g/L的范围内,NDPh A的去除率随着投加量的增加有明显的增加,但PAC过量投加并不会使NDPh A的吸附量有较大变化。温度和p H的升高,可以促进PAC对NDPh A的吸附效果。随着初始浓度的增加,PAC对NDPh A的吸附量逐渐增大,其平衡浓度也随之增大,而NDPh A的去除率总体上却有下降趋势。PAC吸附NDPh A的反应过程符合准二级吸附动力学方程。高铁酸钾对NDPh A有一定的降解效果。NDPh A初始浓度为150μg/L、高铁酸钾投加量为0.2 g、p H=7、温度控制在25°C的情况下,随着反应时间的增加,NDPh A的去除率也随之提高,反应速率总体上呈现出先快后慢的现象,反应至30 min,去除量已经基本上达到饱和。NDPh A的去除率是随着高铁酸钾的投加量的增大而增大的,高铁酸钾的投加量对NDPh A的去除率影响较大。p H对去除NDPh A有较大的影响。p H值偏高、偏低都会抑制高铁酸钾的反应,溶液p H在6左右时的去除率最高。温度的升高可以促进高铁酸钾对NDPh A的去除能力,但促进作用十分有限。高铁酸钾去除NDPh A的反应过程符合一级反应动力学规律。
王旭[4]（2020）在《高铁酸钾-PAC联用混凝沉淀处理低浓度含氟有机废水的研究》文中指出太阳能光伏产业作为环境友好的新能源产业之一,近年间得到了迅猛发展。然而,太阳能电池板生产所需的制绒、酸洗、刻蚀、印刷等处理工序,使用了氢氟酸、硝酸、异丙醇等化学药品,会产生大量含氟有机废水,若处理不当将会对环境造成严重污染。投加钙盐的化学沉淀法一般仅能将出水氟离子含量由较高浓度降低到15～30 mg/L,无法直接达标排放,而当水中有异丙醇等醇类有机物共存时,投加常规混凝剂无法进一步提高除氟效果。因此本研究针对太阳能电池企业产生的低浓度含氟有机废水,提出并考察了高铁酸钾-PAC联用混凝沉淀的处理工艺,为该类废水的治理提供新的方法和思路。本文以单晶硅太阳能电池板生产综合废水一级钙盐沉淀反应出水为研究对象,配制模拟含氟有机废水,氟离子质量浓度30 mg/L,TOC浓度56.56mg/L（异丙醇质量浓度94.36 mg/L）。采用静态实验方法,以高铁酸钾单独除氟实验作为对比,构建高铁酸钾处理废水和高铁酸钾-PAC联用处理废水两部分实验,以剩余氟离子浓度和总有机碳（TOC）为检测指标,考察氟离子和有机物的去除效果,分析了药剂投加量、溶液p H、絮凝时间等主要因素对去除率的影响,确定了最佳处理条件,并对高铁酸钾及PAC的作用机理进行了探讨。高铁酸钾处理低浓度含氟有机废水,高铁酸钾水解产物Fe（V）、Fe（IV）及Fe（OH）3胶体可通过氧化、电中和、絮凝吸附、共沉淀等作用去除氟离子和有机物。实验结果表明,高铁酸钾对水中氟离子有良好的去除作用,而在原水p H 6.55下仅通过改变高铁酸钾投加量,未能对水中异丙醇形成有效的完全矿化去除;原水p H为7.0～8.0时氟离子和TOC去除率均达到高效段;适当增加高铁酸钾絮凝时间可提高TOC去除率。最佳处理条件为:调节原水p H=7.0～8.0,高铁酸钾投加量为4.0 mg/L,快速混合1 min,氧化时间10 min,加饱和亚硫酸钠溶液淬灭反应,高铁酸钾絮凝时间15 min,静置沉降30 min,氟离子去除率可达61.1%,剩余氟离子浓度为11.67 mg/L,TOC去除率可达2.56%,出水TOC浓度为55.11 mg/L。与高铁酸钾单独除氟实验结果对比可得,有异丙醇共存时,异丙醇的存在一定程度上促进了高铁酸钾的水解速度和Fe（OH）3胶体等还原产物的生成速度,使得与氟的絮凝吸附反应进行较快,增加高铁酸钾絮凝时间对氟离子去除影响不明显。高铁酸钾-PAC联用处理低浓度含氟有机废水,相比于单独使用高铁酸钾,两种药剂联用可有效提高水中氟离子和TOC的去除率。高铁酸钾对水中异丙醇产生一定氧化作用,铁盐中间态络合离子和铝盐中间态络合离子共同对氟离子产生静电吸附、络合沉降等作用,Fe（OH）3和Al（OH）3絮体具有较大比表面积和网状结构,共同对氟离子和有机物产生吸附架桥、网捕卷扫等作用,并且高铁酸钾还可强化PAC的絮凝作用,促进污染物的去除。实验结果表明,PAC絮凝p H为7.0～8.0时氟离子和TOC去除率均达到高效段;适当增加PAC絮凝时间对氟离子和TOC的去除均可产生促进作用。最佳处理条件为:调节原水p H=7.0～8.0,高铁酸钾投加量为4.0 mg/L,快速混合1 min,氧化时间10 min,加饱和亚硫酸钠溶液淬灭反应,高铁酸钾絮凝时间15 min;调节PAC絮凝p H为7.0～8.0,PAC投加量300 mg/L,PAC絮凝时间15 min,静置沉降30 min,氟离子去除率可达71.13%,剩余氟离子浓度为8.66 mg/L,TOC去除率可达5.25%,出水TOC浓度为53.59mg/L。本研究为太阳能电池板生产线低浓度含氟有机废水处理的工程应用提供了实验数据和设计参考,研究结论还需通过生产性试验进行验证,以确定工艺的实际运行效果。
王昀鹏[5]（2020）在《生物炭强化高铁酸钾去除水中As（Ⅲ）的效果与机理研究》文中认为砷是有毒元素,我国《生活饮用水卫生标准GB5749-2006》规定饮用水中总砷的浓度不得超过10μg/L。部分地区自然水体中砷元素含量较高,严重威胁人体健康。高铁酸钾氧化吸附对水体砷污染具有较好的控制效果,但高铁酸钾生产成本高,不易存储运输,研究可降低高铁酸钾用量的同时提高砷去除率的方法具有重要意义。砷在水中具有三价As（Ⅲ）和五价As（Ⅴ）两个价态,其中As（Ⅲ）比As（Ⅴ）的毒性和流动性更强,危害更大。本研究选取As（Ⅲ）为研究对象,利用少量生物炭（biochar）强化高铁酸钾对As（Ⅲ）的去除,通过对比高铁酸钾单独去除As（Ⅲ）与生物炭单独去除As（Ⅲ）的去除率,证明了生物炭强化高铁酸钾去除As（Ⅲ）具有优异的效果,去除率从57%提高到90%,增加了33%。通过扫描电镜（SEM）、能量色散X射线光谱（EDS）、X射线光电子能谱分析（XPS）、傅里叶红外光谱（FTIR）对反应产物进行了表征分析,探究生物炭强化高铁酸钾去除As（Ⅲ）的机理。反应后样品中C元素含量从82.6%降低到65.7%,O元素含量从17.4%提高到33.4%。XPS分析显示强化反应后,生物炭中C=C、C-C、C-H键的含量从76.03%降低到31.48%,C-O键的含量从21.25%提高到29.56%,C=O键的含量从1.49%提高到30.33%,COOH键的含量从1.23%提高到8.63%。生物炭表面存在较多官能团,加入的高铁酸钾与其反应,提高了生物炭的比表面积、吸附性能、含氧官能团的数量以及铁的氧化性能。反应产生的纳米级铁颗粒物γ-Fe2O3、Fe OOH具有良好的吸附性能,最后铁颗粒物与生物炭吸附As（Ⅴ）后共沉,将As从溶液中去除。研究发现生物炭热解温度会通过影响表面官能团的种类数量而影响生物炭的强化效果,制备温度为800℃的生物炭强化效果最佳,600℃的生物炭效果次之,400℃的生物炭效果最差。生物炭/高铁酸钾体系去除As在不同p H范围内均有强化效果,在酸性条件下较好,p H为6.5时具有最优的强化效果。探究了水体中几种典型阳离子如Ca2+、Mg2+、NH4+,几种典型阴离子如SO42-、PO43-、B4O72-,和一些可能影响去除效果的离子Fe2+、Fe3+、Al3+以及腐殖酸对生物炭强化高铁酸钾去除As（Ⅲ）的影响。发现Ca2+、SO42-对As（Ⅲ）的去除效果影响不大,NH4+、Fe3+在中等浓度下出现了抑制作用,Mg2+、Fe2+在低浓度下有促进作用,Al3+出现了抑制效果;PO43-对体系砷的去除随着浓度的升高,抑制作用不断增强,最后趋于平衡,PO43-会络合高铁酸根,影响高铁酸钾的氧化性能,从而降低去除效;B4O72-对砷的去除有轻微的抑制作用;腐殖酸会占据新生态铁氧化物表面吸附位点、竞争高铁酸钾氧化剂、造成新生态铁氧化物团聚从而影响效率,导致对As的去除率降低。对比了不同方法去除As（Ⅲ）的效果,对于其他氧化试剂、吸附剂、膜材料去除As（Ⅲ）,高铁酸钾是一种绿色高效的氧化剂,氧化过程中原位产生的纳米铁颗粒物具有良好的吸附性能;生物炭是一种来源广泛低成本无需修饰的碳材料,用其强化高铁酸钾去除As（Ⅲ）操作简易可靠,去除效果显着,反应时间短,回收分离简单。生物炭强化高铁酸钾体系去除水体中的As在实际工艺中具有重要意义。
张忠祥[6]（2019）在《K2FeO4预氧化控制藻细胞和藻类有机物生成DBPs的效能研究》文中研究表明湖库是重要的饮用水水源地,近年来蓝藻水华时有爆发,给饮用水处理带来诸多挑战。藻细胞难于被常规处理工艺去除,且藻类有机物（AOM）比天然有机物（NOM）中含有更多有机氮,易于生成毒性更强的含氮消毒副产物,威胁饮用水供水安全。高铁酸钾是一种新型绿色水处理药剂,同时具有氧化、消毒、吸附、助凝等功能,具有良好的应用前景。本文对藻细胞和藻类有机物特性进行表征,建立高灵敏度测定多种消毒副产物（DBPs）的检测方法,并探究了藻细胞和藻类有机物特性与氯/氯胺消毒副产物生成规律之间的关系;考察了高铁酸钾预氧化对藻细胞和藻类有机物特性的影响及控制后续氯/氯胺消毒过程中生成消毒副产物的效能,探究了高铁酸钾预氧化控制藻细胞和藻类有机物生成消毒副产物的机理,并与广泛应用的臭氧预氧化进行对比研究。本文建立了高灵敏度同步测定15种卤代挥发性消毒副产物和9种亚硝胺的检测方法。对藻细胞和藻类有机物特性进行表征,其荧光响应主要集中在蛋白质和微生物代谢物区域,特征有机物中氨基酸、脂肪胺、蛋白质等有机氮和醛酮含量高于天然有机物,而多糖含量和比吸光系数（SUVA）值低于NOM。藻细胞和藻类有机物高有机氮含量的特性使其在氯消毒过程中,比NOM生成了更多含氮消毒副产物（N-DBPs）和亚硝胺类副产物。与氯消毒相比,氯胺与前体物反应活性弱,破藻效能低,细胞结构阻碍了消毒剂与胞内有机物的充分反应,且藻类有机物中含氮前体物充足,通常不需要氯胺提供额外的氮源。因此藻细胞和藻类有机物在氯胺消毒过程中含碳消毒副产物（C-DBPs）和N-DBPs的生成都明显下降,表明氯胺消毒可以作为控制藻细胞和藻类有机物生DBPs的技术措施。但氯胺消毒促进了亚硝胺的生成,尤其是亚硝基二甲胺（NDMA）,应注意进行监测。经高铁酸钾预氧化后胞内有机物荧光响应下降,脂肪胺、氨基酸、蛋白质等有机氮含量下降,醛酮含量上升。臭氧预氧化与高铁酸钾预氧化后胞内有机物荧光响应和特征有机物含量的变化趋势一致但影响更加显着,表明臭氧能够将更多生物大分子氧化成小分子有机物,此外高铁酸钾可以将更多有机氮转化为无机氮。高铁酸钾预氧化胞内有机物（IOM）在氯消毒过程中仅对亚硝胺的生成有促进作用,在氯胺消毒过程中,能够抑制C-DBPs和亚硝胺的生成。而臭氧预氧化后无论氯和氯胺消毒都显着增加了C-DBPs和亚硝胺的生成。说明高铁酸钾预氧化降低了胞内有机物与消毒剂的反应活性,尤其是氯胺,而臭氧预氧化提高了胞内有机物与消毒剂的反应活性。两种预氧化方式在氯/氯胺消毒过程中对IOM生成N-DBPs的影响不明显,此外高铁酸钾和臭氧预氧化都能够抑制总有机卤（TOX）的生成。高铁酸钾破藻速率介于24.66 M-1s-1到118.95 M-1s-1（1-10 mg/L高铁酸钾）,并可以同步降解藻细胞破裂释放的藻毒素MC-LR。水处理中常见氧化剂的破藻效能臭氧>高铁酸钾>氯>一氯胺>高锰酸钾（30 min）。高铁酸钾预氧化后胞内有机物逐渐释放,并被充分氧化生成低反应活性物质,如无机氮等。而臭氧预氧化后藻细胞剧烈破坏,大量溶解性有机碳（DOC）、溶解性有机氮（DON）和特征有机物释放,且被转化为腐殖酸和富里酸类物质,并进一步氧化生成小分子有机物,与消毒剂反应活性增强。高铁酸钾预氧化后,藻细胞在氯消毒过程中仅促进了亚硝胺的生成;在氯胺消毒过程中由于高铁酸钾对释放有机物的氧化作用,导致藻细胞生成各种DBPs的含量明显下降。对于溶解性有机物,在氯消毒过程中,DBPs的生成由胞内有机物释放主导,生成量逐渐增加;氯胺消毒过程中,在胞内有机物释放和高铁酸钾氧化降低其反应活性的共同作用下,DBPs随高铁酸钾投量增加呈现先上升后下降趋势。而臭氧预氧化后由于胞内有机物的大量释放和对释放有机物反应活性的提高,显着促进了藻细胞和溶解性有机物在氯/氯胺消毒过程中各种DBPs的生成。因此,高铁酸钾预氧化可以有效控制藻细胞和藻类有机物氯胺消毒过程中DBPs的生成。在混凝过程中,高铁酸钾预氧化改变了藻细胞表面特性,分解产生的纳米铁氧化物吸附在藻细胞表面,提高了Zeta电位,增加了细胞比重,促进了藻细胞与混凝剂的絮凝,使絮体粒径上升,d（0.5）达到288.9μm,且没有藻细胞剩余。高铁酸钾预氧化后,混凝除藻率从37.3%增加到93.6%（7 mg/L高铁酸钾）,有效的去除了藻类前体物,显着地降低了后续消毒副产物的生成。
陈嘉都[7]（2019）在《饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究》文中研究指明消毒是饮用水处理过程必不可少的环节,在饮用水杀菌消毒的同时也会生成一系列对人体有害的消毒副产物（DBPs）,因此开展消毒副产物控制技术的研究极具现实意义。本试验以甲基叔丁基醚（MTBE）为萃取剂,1,2-二溴丙烷为内标物,采用液液萃取-气相色谱（LLE-GC）的方法检测消毒副产物2-溴乙酰胺（MBAcAm）。研究并分析了粉末活性炭（PAC）吸附技术、高铁酸钾（K2FeO4）氧化技术和铁/铜（Fe/Cu）催化还原技术对消毒副产物MBAcAm的去除效果、影响因素、去除机理和动力学规律。试验中MBAcAm的加标回收率为98.65%101.60%,相对标准偏差为1.20%3.82%,最小检测限小于1.79μg/L,表明该分析方法具有较高的准确性和精密度。试验表明:PAC的吸附过程可分为三个阶段,即快速吸附期（020 min）、慢速吸附期（20180 min）和动态平衡期（180300 min）,PAC的吸附速率呈现先快后慢的规律。MBAcAm的去除率随PAC投加量的增多而逐渐增大,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃的条件下,当PAC投加量为0.010.06 g时,MBAcAm去除量增加较为显着;当PAC投加量增大到0.06 g之后,MBAcAm的去除率变化不明显。PAC对MBAcAm的吸附量随初始浓度的增大而增加,而MBAcAm的去除率随初始浓度的增大基本保持下降的趋势。pH的增大、温度的升高会提高PAC的吸附效果,有利于MBAcAm的去除。PAC吸附MBAcAm的反应过程符合准二级吸附动力学方程。高铁酸钾对MBAcAm的去除率随反应时间的增加而逐渐提高。在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃、高铁酸钾投加量为0.004 g的条件下,反应30 min时的去除量已基本饱和,去除率基本稳定不变。MBAcAm的去除率随高铁酸钾投加量的增加而逐渐提高。pH对高铁酸钾的降解效果有较大的影响,酸性、碱性过强都不利于高铁酸钾对MBAcAm的去除,而在pH为6时的去除效果最佳。温度的升高在一定程度上能促进高铁酸钾对MBAcAm的降解能力,但促进作用有限,MBAcAm的去除率增加不大。高铁酸钾降解MBAcAm的反应符合一级反应动力学规律。单质铁去除MBAcAm的效果一般,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃的条件下,反应180 min时的去除率为53.29%,而铜粉的加入会明显增强MBAcAm的去除效果,MBAcAm的去除率可以提高至83.08%。Fe/Cu混合物的投加量对MBAcAm的去除效果有较为显着的影响,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃、质量比为10的条件下,当Fe/Cu混合物的投加量为210g/L时,随投加量的增加,MBAcAm的去除率有明显的增大;当Fe/Cu投加量增加至10 g/L后,MBAcAm的去除率变化较小。提高温度有助于Fe/Cu混合物去除溶液中的MBAcAm,温度越高,MBAcAm的去除率就越大。随MBAcAm初始浓度的增大,其去除率大体上呈上升的趋势,但初始浓度达到80μg/L后,去除率提高的幅度不明显。Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm的反应过程符合一级动力学规律。
吴小芳[8]（2019）在《预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究》文中研究表明2017年《中国生态环境公报》中显示在地表水和地下水源中,锰和氨氮均是主要的污染物质。本课题针对某海外供水项目地表原水中锰和氨氮超标,而常规工艺除锰及氨氮的效果较差的问题,分别研究了锰污染、氨氮污染、锰及氨氮复合污染时预氧化强化混凝适宜的投加参数。针对锰污染的原水,研究高锰酸钾、次氯酸钠、高铁酸钾三种氧化剂适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数,并考察了原水中同时存在铁污染时,对预氧化强化混凝除锰的影响;针对氨氮污染的原水,研究高锰酸钾、次氯酸钠、高铁酸钾三种氧化剂适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数;针对锰及氨氮复合污染的原水,研究次氯酸钠、高铁酸钾、次氯酸钠联用高铁酸钾三种氧化方式适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数。次氯酸钠与高铁酸钾联用时,考察了投加顺序,铁污染对除锰及氨氮的影响,并设计了正交试验探讨各影响因素对锰及氨氮去除率的影响强弱。比较单独次氯酸钠、单独高铁酸钾、次氯酸钠联用高铁酸钾三种预氧化方式强化混凝处理原水时生成消毒副产物的情况。结果表明,当原水锰污染为1.0 mg/L时,在原水pH值下,1.2 mg/L高锰酸钾预氧化35 min,6 mg/L次氯酸钠预氧化10 min,6 mg/L高铁酸钾预氧化35min,三种预氧化强化混凝处理方式均能使出水锰浓度低于0.1 mg/L。在对应的投加量下,当原水中存在01.5 mg/L的Fe2+时,对三种预氧化强化混凝处理方式除锰能力影响不大,均能使出水锰浓度小于0.1 mg/L。高锰酸钾预氧化强化混凝除锰要根据原水锰浓度来确定投加量,高锰酸钾浓度过低时,出水锰浓度无法达标,过高时,由于锰的反溶,出水锰浓度会再次超标。次氯酸钠与二价锰的反应较缓慢,故需增大次氯酸钠的投加量才能使出水锰浓度降低,当原水受有机污染时,次氯酸钠预氧化易生成消毒副产物,故不推荐使用次氯酸钠预氧化除锰。高铁酸钾预氧化除锰具有效果好,速度快等特点,且高铁酸钾是绿色氧化剂,氧化时不会生成消毒副产物,因此建议使用高铁酸钾预氧化除锰。当原水氨氮污染为0.8 mg/L时,次氯酸钠预氧化能使出水氨氮浓度低于0.5mg/L,但高锰酸钾和高铁酸钾预氧化不能使出水氨氮达标。针对本试验水质,次氯酸钠有效氯适宜投加量为8 mg/L,预氧化510 min,适宜的pH值为78.5。当原水锰和氨氮污染为1.0 mg/L、0.8 mg/L时,在原水pH值下,12 mg/L次氯酸钠预氧化10 min、6 mg/L次氯酸钠联用6 mg/L高铁酸钾预氧化10 min,两种预氧化强化混凝方式均能使出水锰和氨氮达标,但单独高铁酸钾预氧化仅能使出水锰达标,不能使出水氨氮达标。通过正交试验确定联用时影响锰去除率的先后顺序是pH值﹥高铁酸钾投加量﹥次氯酸钠投加量﹥预氧化时间,影响氨氮去除率的先后顺序是次氯酸钠投加量﹥pH值﹥高铁酸钾投加量﹥预氧化时间。联用时最佳反应条件为:pH值为7,次氯酸钠投加量为8 mg/L,高铁酸钾投加量为6mg/L,预氧化时间为5 min,此时锰和氨氮的去除率达到98.0%、45.9%。8 mg/L次氯酸钠联用6 mg/L高铁酸钾预氧化相较于单独12 mg/L次氯酸钠处理,三氯甲烷、三氯乙腈、二氯一溴甲烷的浓度分别降低59.6%、56.7%、53.1%。故次氯酸钠与高铁酸钾联用可以很好地发挥其各自的优势,在同步除锰和氨氮的同时,还可大幅降低消毒副产物的生成量。
蔡世恒[9]（2019）在《新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究》文中研究指明本论文对含氟含砷酸性废水（总砷2373mg/L,三价砷1431mg/L,氟487mg/L）进行研究。三价砷的毒性、溶解性都远大于五价砷,在去除三价砷时通常需要将三价砷预氧化为五价砷,根据此开发“包裹改性高铁酸钾联合稳定剂预氧化工艺+沉淀絮凝工艺”。在包裹制备阶段,筛选出乙基纤维素作为高铁酸钾包裹材料,探究最佳芯材与壁材比使得包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）性能提升最佳;在氧化去除阶段,用该包裹改性高铁酸钾联合稳定剂对三价砷进行氧化处理;在沉淀絮凝阶段,用“铁盐共沉淀+絮凝沉淀”二段工艺对砷、氟进行处理,使出水水质稳定达到GB 25467-2010《铜、钴、镍工业污染物排放标准》的要求。本论文主要探讨了:（1）乙基纤维素和切片石蜡作为初选包覆剂,分别用蒸发析出法和悬浮搅拌冷凝法对K2Fe04进行包覆。在芯材与壁材比为1:2,包裹率最佳条件下制得乙基纤维素包裹品和石蜡包裹品,对其释缓率和氧化除三价砷的能力进行对比,乙基纤维素包裹品释缓率和氧化去除三价砷效率分别为96.23%和86.24%均高于石蜡包裹品释缓率和氧化三价砷的79.12%和63.61%,最终选用乙基纤维素作为高铁酸钾的包覆壁材。（2）把乙基纤维素作为壁材,考察芯材与壁材比对包裹改性高铁酸钾氧化As（Ⅲ）去除影响,筛选得出氧化As（Ⅲ）能力最佳的芯材与壁材比1:2.5,在p H=5时,该包裹改性K2Fe04氧化As（Ⅲ）去除率为86.24%比未包裹K2Fe04氧化As（Ⅲ）去除率63.61%提高6.7%。根据粒度、IR、SEM检测表明,乙基纤维素包裹在高铁酸钾表面,并未破坏高铁酸钾活性成分,同时制备出的包裹改性高铁酸钾表面有一定空隙结构满足高铁酸钾从中缓慢释放的条件。其在水中的释缓趋势符合In（1-Mt/M∞）=-Kt一级动力学模型。（3）选用芯材与壁材比1:2.5包裹改性高铁酸钾,在M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））为1:1时,考察p H对包裹改性高铁酸钾和高铁酸钾氧化去除三价砷的影响,在p H=4时,包裹改性高铁酸钾氧化去除三价砷效率获得最高值84.3%,在p H=5时,未包裹高铁酸钾氧化去除三价砷效率获得最高值75.2%,说明包裹改性高铁酸钾氧化As（Ⅲ）效果更好,同时去除率峰值向左偏移,在偏酸性条件下亦有较好氧化去除率。在M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））为1:1,p H=5,温度为25℃时,考察硅酸钠稳定剂投加对包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）的影响,在稳定剂投加量为0.05mol/L时,包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）效率为95.2%比未添加稳定剂时的84.3%高出10.9%。通过正交实验得在p H=4,M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））=1.2:1,稳定剂=0.05mol/L,废水中的As（Ⅲ）可由1431 mg/L降为2.86 mg/L。（4）对预氧化后含氟含砷尾酸,采用“铁盐共沉淀+絮凝沉淀”两段处理的方式,第一段加入12.0g/L聚合硫酸铁,控制p H=6.0;二段处理加入0.8g/L聚合硫酸铁,控制p H=6.0,最后投入3mg/L的PAM和0.3g/L的PAC。经处理后,含氟含砷尾酸中的氟离子浓度降至9.63mg/L、砷离子浓度降至0.3mg/L,出水水质稳定达到GB 25467-2010《铜、钴、镍工业污染物排放标准》的要求。
周扬[10]（2019）在《过一硫酸盐氧化降解水中典型有机污染物的动力学及反应产物》文中研究指明基于过硫酸盐的高级氧化技术是近年来的研究热点,在环境有机污染物治理方面表现出很大潜力。以往大量研究的关注重点是过硫酸盐的活化方式改进,以及如何强化其除污染能力,而对过一硫酸盐（PMS）直接氧化能力没有足够的重视。换言之,如果不通过活化PMS的方式,而是直接利用PMS自身的氧化能力就能够实现有机污染的去除、脱毒目的,这样既能够提高氧化剂的利用效率减少处理成本,还避免了高级氧化过程中金属离子泄漏造成二次污染的风险。然而,目前对于PMS的直接氧化性质认识不足,对其直接氧化去除有机污染物的效能还不清晰。本文首先选取酚类、芳香胺类、脂肪胺类有机物作为新兴污染物的模型结构化合物,考察PMS针对不同结构有机物的氧化活性。基于以上研究基础,选择含有酚类、芳香胺类、脂肪胺类官能团的甾体类雌激素、喹诺酮类抗生素、四环素类抗生素作为水中典型新兴污染物,考察PMS与它们的反应动力学和机制,并分析了PMS氧化产物与目标物相比活性变化。PMS氧化降解苯酚过程中出现明显的自催化现象,且pH 10的降解速率要明显快于pH 8.5。研究发现取代基的种类和位置对酚类有机物降解的自催化影响显着。邻位和间位取代的甲基酚/甲氧基酚在降解过程中有自催化现象,而对位取代的甲基酚/甲氧基酚则未表现出自催化现象且反应速率明显慢于邻、间取代酚。三种苯二酚中,仅有对苯二酚产生了自催化现象,而邻苯二酚和间苯二酚的降解过程未表现出自催化现象。实验证实酚类有机物降解过程中的自催化现象与生成的醌类中间体直接相关,即醌能够活化PMS加速酚的降解。苯酚、邻位和间位取代的甲基/甲氧基酚、对苯二酚在降解过程中有明显的醌类中间体生成,而对位取代甲基/甲氧基酚和邻/间苯二酚降解过程则检测不到醌类中间体的生成。以苯醌为模型醌类化合物研究了醌催化PMS的反应机理。化学猝灭和化学捕获实验证实醌活化PMS并没有产生硫酸根自由基和羟基自由基,而是生成了非自由基反应活性物质单线态氧。苯醌催化PMS分解产生单线态氧是一个非自由基活化过程,该反应过程中PMS会与苯醌形成双环氧中间体,该中间体继续与PMS离子反应产生单线态氧,单线态氧的产率为0.5。根据该机理提出的动力学模型能够很好的描述苯醌催化PMS分解过程。PMS氧化芳香胺类有机物降解过程中没有出现自催化现象。取代基的种类和位置对其氧化速率影响显着,这与各种取代基团的供、吸电子效应相关。反应速率的大小关系为甲基苯胺>苯胺>氯代苯胺,它们的假一级降解速率在0.01-0.42 min-1范围内。含有吸电子基团的氯代苯胺反应速率小于苯胺与甲基取代胺。pH的改变会影响PMS与芳香胺的电离,从而影响反应速率。PMS氧化脂肪胺的速率快于芳香胺。三甲胺与PMS在各pH下的反应速率均比二甲胺快。随着pH升高,两种脂肪胺发生去质子化,降解速率均显着加快。PMS与典型酚类新兴污染物甾体类雌激素的反应速率较慢,遵循二级反应动力学规律,二级反应速率常数在0.01-0.57 M-1s-1范围内。PMS氧化雌激素主要进攻分子中的酚环结构,初始阶段主要发生羟基化反应,生成羟基化产物,当酚环上取代位被占满时则将进一步发生开环反应,生成含有羧基、羰基、羟基等亲水官能团的产物。雌激素氧化产物的雌激素活性比母体物质大大降低。PMS对同时具有芳香胺、脂肪胺结构的喹诺酮类抗生素环丙沙星（CF）和恩诺沙星（EF）表现出较强的氧化能力,反应均遵循二级反应动力学规律,二级反应速率常数在0.10-33.17 M-1s-1范围内。其表观二级反应速率常数表现出明显的pH相关性,随着pH升高反应速率加快。动力学分析及单体化合物实验结果表明,PMS与喹诺酮类抗生素的主要反应活性位点为哌嗪环上的N4脂肪胺,而不是分子中的N1芳香胺。PMS通过氧化CF的N4二级脂肪胺生成N4羟基化产物,或氧化哌嗪环结构生成脱烷基化产物。对于含有三级胺的EF主要在N4位生成氮氧化物以及哌嗪环羟基化产物。这些氧化产物的抗生素活性远远低于CF和EF。PMS对结构更加复杂的四环素类抗生素也表现出很强的氧化能力,反应过程表现出很强的pH相关性,碱性条件比酸性条件降解更快,二级反应速率常数在0.06-150.10 M-1s-1范围内。PMS与四环素（TTC）、土霉素（OTC）和金霉素（CTC）的反应路径相似,反应主要经历加氧反应路径或脱烷基化反应路径。加氧反应主要发生在酚环结构和C4位三级脂肪胺官能团,能够形成多种同分异构体。脱烷基化主要发生在C4位三级脂肪胺部分,三级脂肪胺在PMS氧化作用下逐步转化为氨基,最终氨基能够被氧化为羰基。PMS氧化能显着降低其抗生素活性。模拟实际水中PMS氧化CF和EF的速率与纯水实验相当,去除效果要显着优于Mn（VII）;PMS对于CF的去除效果略小于Fe（VI）,而对于EF的去除效果则优于Fe（VI）;O3在四种氧化剂中表现出最优的去除效果。PMS在模拟实际水中氧化TTC的速率是纯水中的两倍,这是由于水中钙镁离子与有机物发生络合作用导致的。PMS在模拟实际水中对TTC的去除效率与O3相当,高于Mn（VII）但低于Fe（VI）。与Mn（VII）、Fe（VI）、O3相比,PMS具有更高的选择性,不易被水中天然有机物消耗,对模拟实际水的UV254、三维荧光强度、DOC改变不大。
二、高铁酸钾预氧化去除水中苯酚及其机理（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、高铁酸钾预氧化去除水中苯酚及其机理（论文提纲范文）
（1）响应面法优化高铁酸钾预氧化精细化工废水试验研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验水质 |
| 1.2 试验仪器与方法 |
| 1.3 试验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 高铁酸钾预氧化化工废水影响因素 |
| 2.1.1 高铁酸钾投加量的影响 |
| 2.1.2 pH的影响 |
| 2.1.3 反应时间的影响 |
| 2.2 响应面优化高铁酸钾预氧化化工废水 |
| 2.2.1 Box-Behnken设计 |
| 2.2.2 方差分析和回归模拟 |
| 2.2.3 交互作用分析 |
| 3 结论 |
（2）折点加氯体系中碘代酚类副产物的生成规律及控制方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 天然水中存在氨氮时氯消毒情况 |
| 1.1.2 水体中碘离子的存在情况 |
| 1.1.3 选取的酚类化合物 |
| 1.1.4 卤代消毒副产物的形成与危害 |
| 1.2 国内外研究现状及分析 |
| 1.2.1 碘代酚类副产物的研究现状 |
| 1.2.2 高铁酸钾对污染物控制的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品及溶液配制 |
| 2.2 实验装置和仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 折点加氯曲线的研究实验 |
| 2.3.2 碘离子对酚类物质转化速率影响的研究实验 |
| 2.3.3 碘代酚类副产物生成的研究实验 |
| 2.3.4 高铁酸钾预氧化控制碘代酚类副产物的实验 |
| 2.3.5 实际水体中碘代酚类副产物生成的研究实验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 酚类化合物浓度的检测 |
| 2.4.2 碘代酚类副产物的检测 |
| 2.4.3 总氯、一氯胺浓度的检测 |
| 2.4.4 碘酸盐浓度的检测 |
| 2.4.5 TOC测定 |
| 第3章 折点加氯体系中碘代酚类副产物的生成规律研究 |
| 3.1 折点加氯曲线的研究 |
| 3.2 碘离子对折点加氯体系中酚类化合物转化速率影响的研究 |
| 3.2.1 不存在碘离子时不同氯氮摩尔比体系中酚类化合物的降解 |
| 3.2.2 存在碘离子时不同氯氮摩尔比体系中酚类化合物的降解 |
| 3.3 碘代酚类副产物的鉴别及生成路径研究 |
| 3.3.1 苯酚在含碘水体中折点氯化后产物分析 |
| 3.3.2 双酚S在含碘水体中折点氯化后产物分析 |
| 3.3.3 对硝基酚在含碘水体中折点氯化后产物分析 |
| 3.4 氯氮摩尔比对碘代酚类副产物的影响 |
| 3.4.1 苯酚体系碘代酚类副产物的浓度随氯氮摩尔比的变化 |
| 3.4.2 双酚S体系碘代酚类副产物的浓度随氯氮摩尔比的变化 |
| 3.4.3 对硝基酚体系碘代酚类副产物的浓度随氯氮摩尔比的变化 |
| 3.5 反应时间对碘代酚类副产物浓度的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 高铁酸钾预氧化对碘代酚类副产物的控制作用 |
| 4.1 高铁酸钾预氧化对苯酚体系中碘代酚类副产物生成的控制 |
| 4.2 高铁酸钾预氧化对双酚S体系中碘代酚类副产物生成的控制 |
| 4.3 高铁酸钾预氧化对对硝基酚体系中碘代酚类副产物生成的控制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 实际水体碘代酚类副产物生成规律 |
| 5.1 碘离子存在时折点加氯曲线各点体系中酚类化合物转化速率的研究 |
| 5.2 实际水体折点氯化后碘代酚类副产物的产物分析 |
| 5.3 高铁酸盐预氧化对实际水体折点加氯过程中碘 代酚类副产物生成的控制 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 饮用水消毒方法 |
| 1.2.1 物理消毒法 |
| 1.2.2 化学消毒法 |
| 1.2.3 联合消毒法 |
| 1.3 饮用水消毒副产物 |
| 1.3.1 消毒副产物的种类 |
| 1.3.2 饮用水水质指标 |
| 1.3.3 消毒副产物的危害 |
| 1.3.4 消毒副产物的控制 |
| 1.4 论文研究的背景、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究目标及内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验和分析方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验溶液配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 单独UV降解NDPhA的试验 |
| 2.3.2 单独H_2O_2降解NDPhA的试验 |
| 2.3.3 UV-H_2O_2联合降解NDPhA的试验 |
| 2.3.4 粉末活性炭吸附NDPhA试验方法 |
| 2.3.5 高铁酸钾去除NDPhA试验方法 |
| 2.4 NDPhA的分析方法 |
| 2.4.1 分析方法 |
| 2.4.2 分析条件 |
| 2.4.3 加标回收率与精密度 |
| 第三章 UV/H_2O_2技术去除亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 3.1 试验装置 |
| 3.2 单独UV、H_2O_2去除NDPhA的效果分析 |
| 3.3 UV-H_2O_2联用去除NDPhA的效果分析 |
| 3.3.1 H_2O_2投加量对去除NDPhA的影响 |
| 3.3.2 NDPhA初始浓度对去除NDPhA的影响 |
| 3.3.3 初始pH对去除NDPhA的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 粉末活性炭吸附亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 4.1 反应时间对吸附效果的影响 |
| 4.2 PAC投加量对吸附效果的影响 |
| 4.3 NDPhA初始浓度对吸附效果的影响 |
| 4.4 温度对吸附效果的影响 |
| 4.5 pH对吸附效果的影响 |
| 4.6 PAC吸附等温线 |
| 4.7 动力学分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 高铁酸钾去除亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 5.1 反应时间对去除NDPhA的影响 |
| 5.2 高铁酸钾投加量对去除效果的影响 |
| 5.3 pH对去除效果的影响 |
| 5.4 温度对去除效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
（4）高铁酸钾-PAC联用混凝沉淀处理低浓度含氟有机废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 关于含氟废水 |
| 1.1.1 氟的性质与分布 |
| 1.1.2 氟污染的来源及现状 |
| 1.1.3 含氟废水的危害 |
| 1.2 含氟废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 混凝沉淀法 |
| 1.2.3 吸附法 |
| 1.2.4 电凝聚法 |
| 1.2.5 电渗析法 |
| 1.2.6 反渗透法 |
| 1.3 太阳能光伏行业氟污染现状及处理进展 |
| 1.3.1 太阳能光伏行业发展现状 |
| 1.3.2 晶体硅太阳能电池板生产废水来源及特点 |
| 1.3.3 太阳能电池废水处理典型工程实例 |
| 1.3.4 太阳能电池废水处理所存在的问题 |
| 1.4 高铁酸钾的性质与应用 |
| 1.4.1 高铁酸钾的性质 |
| 1.4.2 高铁酸钾的应用 |
| 1.5 研究内容与意义 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 实验仪器与方法 |
| 2.1 实验主要仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 原水水质 |
| 2.3 实验内容与方法 |
| 2.4 分析测定方法 |
| 2.4.1 氟离子浓度的测定 |
| 2.4.2 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.5 实验误差控制 |
| 第三章 高铁酸钾处理低浓度含氟废水 |
| 3.1 原水水质及影响因素 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 高铁酸钾投加量的影响 |
| 3.2.2 原水pH的影响 |
| 3.2.3 高铁酸钾絮凝时间的影响 |
| 3.2.4 最佳条件平行实验 |
| 3.3 与前人研究成果的比较 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高铁酸钾处理低浓度含氟有机废水 |
| 4.1 原水水质及影响因素 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 高铁酸钾投加量的影响 |
| 4.2.2 原水pH的影响 |
| 4.2.3 高铁酸钾絮凝时间的影响 |
| 4.2.4 最佳条件平行实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 高铁酸钾-PAC联用处理低浓度含氟有机废水 |
| 5.1 原水水质及影响因素 |
| 5.2 实验结果与讨论 |
| 5.2.1 PAC投加量的影响 |
| 5.2.2 PAC絮凝pH的影响 |
| 5.2.3 PAC絮凝时间的影响 |
| 5.2.4 最佳条件平行实验 |
| 5.3 机理分析 |
| 5.3.1 高铁酸钾作用机理分析 |
| 5.3.2 PAC作用机理分析 |
| 5.3.3 高铁酸钾-PAC协同作用机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）生物炭强化高铁酸钾去除水中As（Ⅲ）的效果与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 砷的存在及污染 |
| 1.2.1 自然界中砷的分布 |
| 1.2.2 砷的性质和用途 |
| 1.2.3 砷的毒害和砷污染 |
| 1.3 砷的去除方法 |
| 1.3.1 混凝-絮凝法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.3.4 膜过滤法 |
| 1.3.5 微生物法 |
| 1.4 高铁酸钾在水处理中的研究进展 |
| 1.4.1 高铁酸钾的物理化学性质 |
| 1.4.2 高铁酸钾在水处理中的应用 |
| 1.5 碳材料在水处理中的研究与应用 |
| 1.5.1 活性炭 |
| 1.5.2 碳纳米管 |
| 1.5.3 石墨烯 |
| 1.5.4 生物炭 |
| 1.6 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.6.2 课题研究的主要内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂及配置 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 高铁酸钾去除As(Ⅲ)的效果实验 |
| 2.2.2 生物炭吸附去除As(Ⅲ)的效果实验 |
| 2.2.3 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)的效果实验 |
| 2.2.4 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)的水质背景因素影响实验 |
| 2.3 样品的分析检测方法 |
| 2.3.1 高铁酸钾的浓度测定 |
| 2.3.2 砷的浓度测定 |
| 2.3.3 扫描电镜-能量色散X射线光谱 |
| 2.3.4 X射线光电子能谱 |
| 2.3.5 傅里叶红外光谱 |
| 第3章 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)效能研究 |
| 3.1 高铁酸钾去除As(Ⅲ)的效果实验 |
| 3.1.1 高铁酸钾投量对去除As(Ⅲ)的影响 |
| 3.1.2 高铁酸钾去除As(Ⅲ)的机理 |
| 3.2 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)的效果实验 |
| 3.2.1 不同类型生物炭选取 |
| 3.2.2 生物炭吸附As(Ⅲ)的效果 |
| 3.2.3 生物炭浓度对强化体系的影响 |
| 3.2.4 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)的效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)机理研究 |
| 4.1 反应前后生物炭表面形态元素分析 |
| 4.1.1 生物炭表面形态分析 |
| 4.1.2 生物炭元素分析 |
| 4.2 反应前后生物炭表面价键分析 |
| 4.2.1 生物炭表面元素全谱图分析 |
| 4.2.2 生物炭表面铁元素分析 |
| 4.2.3 生物炭表面碳元素分析 |
| 4.2.4 生物炭表面氧元素分析 |
| 4.2.5 生物炭表面砷元素分析 |
| 4.3 反应前后生物炭表面官能团分析 |
| 4.3.1 反应前生物炭表面官能团谱图分析 |
| 4.3.2 反应后生物炭表面官能团谱图分析 |
| 4.4 生物炭强化高铁酸钾去除As(Ⅲ)的机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 不同方法去除砷效果比较及水质背景的影响 |
| 5.1 氧化吸附去除As(Ⅲ)的效能 |
| 5.2 基于碳材料吸附去除As(Ⅲ)的效能 |
| 5.3 膜技术去除As(Ⅲ)的效能 |
| 5.4 含铁、锰、铝氧化物去除As(Ⅲ)的效能 |
| 5.5 溶液pH对强化去除As(Ⅲ)的影响 |
| 5.6 典型阴阳离子及腐殖酸对强化去除 As(Ⅲ)的影响 |
| 5.6.1 典型阴阳离子对强化体系的影响 |
| 5.6.2 其他影响离子对强化体系的影响 |
| 5.6.3 腐殖酸对强化体系的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）K2FeO4预氧化控制藻细胞和藻类有机物生成DBPs的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化现状及其危害 |
| 1.1.2 消毒与消毒副产物 |
| 1.2 藻细胞和藻类有机物对供水安全的危害 |
| 1.2.1 藻细胞和藻类有机物对水质的影响 |
| 1.2.2 藻细胞和藻类有机物对饮用水处理工艺的影响 |
| 1.3 除藻技术研究现状 |
| 1.3.1 生物除藻方法 |
| 1.3.2 物理除藻方法 |
| 1.3.3 化学除藻方法 |
| 1.3.4 各种除藻方法的对比 |
| 1.4 高铁酸钾预氧化技术 |
| 1.4.1 高铁酸钾的物理化学性质 |
| 1.4.2 高铁酸钾氧化降解水中污染物 |
| 1.4.3 高铁酸钾预氧化提高混凝除污染效能 |
| 1.4.4 高铁酸钾预氧化控制消毒副产物的生成 |
| 1.5 消毒与消毒副产物研究现状 |
| 1.5.1 消毒技术研究进展 |
| 1.5.2 消毒副产物研究进展 |
| 1.5.3 藻细胞和藻类有机物生成消毒副产物研究现状 |
| 1.6 本研究的目的、意义和主要内容 |
| 1.6.1 本研究的目的和意义 |
| 1.6.2 本研究的主要内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 藻细胞的培养与观测 |
| 2.2.1 藻细胞培养 |
| 2.2.2 藻细胞计数 |
| 2.2.3 藻细胞和藻类有机物溶液配制 |
| 2.3 消毒剂与消毒副产物分析 |
| 2.3.1 消毒剂测定 |
| 2.3.2 卤乙酸测定 |
| 2.3.3 卤代挥发性消毒副产物测定 |
| 2.3.4 亚硝胺测定 |
| 2.3.5 总有机卤测定 |
| 2.4 藻细胞与藻类有机物分析与表征 |
| 2.4.1 紫外-可见吸收光谱分析 |
| 2.4.2 三维荧光光谱分析 |
| 2.4.3 特征有机物测定 |
| 2.4.4 氮转化分析 |
| 2.4.5 Zeta电位测定 |
| 2.4.6 表面形貌分析 |
| 2.4.7 破藻率分析 |
| 2.4.8 藻细胞粒径分布分析 |
| 2.5 实验设计与过程 |
| 2.5.1 亚硝胺降解实验 |
| 2.5.2 藻细胞和藻类有机物的分析与表征 |
| 2.5.3 高铁酸钾预氧化藻细胞/藻类有机物实验 |
| 2.5.4 混凝实验 |
| 2.5.5 消毒副产物生成势实验 |
| 第3章 藻细胞和藻类有机物特性表征及消毒副产物生成规律 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 藻细胞和藻类有机物的特性 |
| 3.2.1 藻细胞和藻类有机物的基本特性 |
| 3.2.2 藻细胞和藻类有机物的紫外-可见吸收特性 |
| 3.2.3 藻细胞和藻类有机物的荧光特性 |
| 3.2.4 藻类有机物中特征有机物的含量 |
| 3.3 消毒副产物测定方法研究 |
| 3.3.1 卤代挥发性消毒副产物的同步测定 |
| 3.3.2 痕量亚硝胺类消毒副产物的高灵敏度同步测定 |
| 3.4 藻细胞和藻类有机物消毒副产物的生成 |
| 3.4.1 藻细胞和藻类有机物氯消毒副产物的生成 |
| 3.4.2 藻细胞和藻类有机物氯胺消毒副产物的生成 |
| 3.5 藻细胞和藻类有机物特性与消毒副产物生成的关系 |
| 3.6 藻细胞和藻类有机物生成消毒副产物的影响因素 |
| 3.6.1 藻种类对藻细胞生成消毒副产物的影响 |
| 3.6.2 生长期对藻细胞生成消毒副产物的影响 |
| 3.6.3 氨氮对藻细胞生成消毒副产物的影响 |
| 3.6.4 卤素离子对胞内有机物生成消毒副产物的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 高铁酸钾预氧化控制胞内有机物生成消毒副产物的效能与机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 高铁酸钾预氧化对胞内有机物生成消毒副产物的影响 |
| 4.2.1 高铁酸钾在实验条件下的自分解特性 |
| 4.2.2 高铁酸钾预氧化对胞内有机物氯消毒副产物生成的影响 |
| 4.2.3 高铁酸钾预氧化对胞内有机物氯胺消毒副产物生成的影响 |
| 4.3 高铁酸钾预氧化对胞内有机物特性的影响 |
| 4.3.1 高铁酸钾预氧化对胞内有机物荧光特性的影响 |
| 4.3.2 高铁酸钾预氧化对胞内有机物中特征有机物的影响 |
| 4.3.3 高铁酸钾预氧化对胞内有机物中有机氮向无机氮的转化 |
| 4.4 卤素离子对高铁酸钾预氧化胞内有机物生成消毒副产物的影响 |
| 4.4.1 溴离子对高铁酸钾预氧化胞内有机物生成消毒副产物的影响 |
| 4.4.2 碘离子对高铁酸钾预氧化胞内有机物生成消毒副产物的影响 |
| 4.4.3 卤素离子的取代效应 |
| 4.5 高铁酸钾预氧化控制胞内有机物生成消毒副产物的机理探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 高铁酸钾预氧化控制藻细胞生成消毒副产物的效能与机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 高铁酸钾预氧化对藻细胞生成消毒副产物的影响 |
| 5.2.1 高铁酸钾预氧化对藻细胞氯消毒副产物生成的影响 |
| 5.2.2 高铁酸钾预氧化对藻细胞氯胺消毒副产物生成的影响 |
| 5.3 高铁酸钾预氧化破藻效能及其影响因素 |
| 5.3.1 高铁酸钾预氧化对藻细胞表面特性的影响 |
| 5.3.2 高铁酸钾预氧化对藻细胞的破坏及其影响因素 |
| 5.4 高铁酸钾预氧化藻细胞胞内有机物的释放及其特性变化 |
| 5.4.1 高铁酸钾预氧化藻细胞的破裂与胞内有机物释放 |
| 5.4.2 高铁酸钾预氧化藻细胞释放胞内有机物的荧光特性 |
| 5.4.3 高铁酸钾预氧化藻细胞特征有机物的释放 |
| 5.5 高铁酸钾预氧化控制藻细胞生成消毒副产物的机理探讨 |
| 5.6 高铁酸钾预氧化对混凝过程中藻细胞氯化消毒副产物生成的影响 |
| 5.6.1 高铁酸钾预氧化对混凝除藻效能的影响 |
| 5.6.2 高铁酸钾预氧化控制混凝过程中氯化消毒副产物的生成 |
| 5.6.3 高铁酸钾预氧化控制混凝过程中氯化消毒副产物生成的机理探讨 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 饮用水消毒方法 |
| 1.2.1 物理消毒法 |
| 1.2.2 化学消毒法 |
| 1.2.3 联合消毒法 |
| 1.3 饮用水消毒副产物 |
| 1.3.1 消毒副产物的种类 |
| 1.3.2 消毒副产物的危害 |
| 1.3.3 消毒副产物的控制 |
| 1.3.4 饮用水水质指标 |
| 1.4 论文研究的背景、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究目标及内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验和分析方法 |
| 2.1 试验材料和设备 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器与设备 |
| 2.2 试验溶液配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 粉末活性炭吸附MBAcAm试验方法 |
| 2.3.2 高铁酸钾去除MBAcAm试验方法 |
| 2.3.3 Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm试验方法 |
| 2.4 MBAcAm的分析方法 |
| 2.4.1 MBAcAm分析方法的建立 |
| 2.4.2 分析条件 |
| 2.4.3 标准曲线 |
| 2.4.4 样品色谱图 |
| 2.4.5 加标回收率与精密度 |
| 第三章 粉末活性炭吸附MBAcAm的试验研究 |
| 3.1 反应时间对吸附效果的影响 |
| 3.2 PAC投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3 MBAcAm初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.4 温度对吸附效果的影响 |
| 3.5 pH对吸附效果的影响 |
| 3.6 PAC吸附等温线 |
| 3.7 动力学分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 高铁酸钾去除MBAcAm的试验研究 |
| 4.1 反应时间对去除效果的影响 |
| 4.2 高铁酸钾投加量对去除效果的影响 |
| 4.3 pH对去除效果的影响 |
| 4.4 温度对去除效果的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm的试验研究 |
| 5.1 Fe/Cu质量比对去除效果的影响 |
| 5.2 Fe/Cu投加量对去除效果的影响 |
| 5.3 温度对去除效果的影响 |
| 5.4 MBAcAm初始浓度对去除效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
（8）预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 饮用水源中锰及氨氮的污染现状 |
| 1.2 饮用水源中锰及氨氮的存在形式 |
| 1.2.1 饮用水源中锰的存在形式 |
| 1.2.2 饮用水源中氨氮的存在形式 |
| 1.3 饮用水源中锰及氨氮的危害 |
| 1.3.1 饮用水源中锰的危害 |
| 1.3.2 饮用水源中氨氮的危害 |
| 1.4 饮用水源中锰及氨氮的去除技术 |
| 1.4.1 饮用水源中锰的去除 |
| 1.4.2 饮用水源中氨氮的去除 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验仪器和化学药剂 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.4 指标分析方法及检测 |
| 2.4.1 试验指标分析方法 |
| 2.4.2 锰的测定 |
| 2.4.3 铁的测定 |
| 2.4.4 氨氮的测定 |
| 2.4.5 消毒副产物的测定 |
| 第3章 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.1 除锰时混凝剂投加量的确定 |
| 3.2 KMnO_4 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.2.1 KMnO_4 投加量对锰去除效果的影响 |
| 3.2.2 pH值对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.3 预氧化时间对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.4 铁浓度对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.5 小结 |
| 3.3 NaClO预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.3.1 NaClO投加量对除锰效果的影响 |
| 3.3.2 pH值对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.3 预氧化时间对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.4 铁浓度对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.5 小结 |
| 3.4 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.4.1 K_2FeO_4 投加量对除锰效果的影响 |
| 3.4.2 pH值对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.3 预氧化时间对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.4 铁浓度对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.5 小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.1 除氨氮时混凝剂投加量的确定 |
| 4.2 KMnO_4 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.2.1 KMnO_4 投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.2.2 pH值对KMnO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.2.3 预氧化时间对KMnO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 NaClO预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.3.1 NaClO投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.3.2 pH值对NaClO除氨氮效果的影响 |
| 4.3.3 预氧化时间对NaClO除氨氮效果的影响 |
| 4.3.4 小结 |
| 4.4 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.4.1 K_2FeO_4 投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.4.2 pH值对K_2FeO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.4.3 预氧化时间对K_2FeO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.4.4 小结 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 预氧化强化混凝同步去除锰及氨氮的研究 |
| 5.1 锰及氨氮复合污染时混凝剂投加量的确定 |
| 5.2 NaClO预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.3 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.4 NaClO联用K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.4.1 联用时投加量对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.2 联用时投加顺序对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.3 联用时pH值对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.4 联用时预氧化时间对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.5 联用时铁浓度对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.6 正交试验及其结果分析 |
| 5.4.7 小结 |
| 5.5 消毒副产物的生成量比较 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A(攻读学位期间发表的学术论文) |
（9）新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 含氟含砷废酸来源、危害及处理技术 |
| 1.1.1 含氟含砷废酸的来源、组成及特点 |
| 1.1.2 含氟含砷废酸的危害 |
| 1.1.3 含氟含砷废酸的处理技术现状 |
| 1.2 高铁酸钾 |
| 1.2.1 高铁酸钾结构、性质、用途 |
| 1.2.2 高铁酸钾改性 |
| 1.3 含氟含砷酸性废水处理课题组研究进展成果及问题 |
| 1.3.1 含氟含砷酸性废水处理课题组研究进展成果 |
| 1.3.2 现有处理工艺存在的问题 |
| 1.4 课题的研究背景及目的 |
| 1.4.1 课题的背景与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 关键技术 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 含氟含砷废酸的来源及组成 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 含砷废酸水质分析方法 |
| 2.3.2 包裹改性高铁酸钾性能分析方法 |
| 2.3.3 包裹改性高铁酸钾表征方法 |
| 第三章 氧化型高铁酸钾包裹材料的筛选 |
| 3.1 包覆材料初步筛选 |
| 3.2 包裹高铁酸钾的制备 |
| 3.2.1 切片石蜡包裹改性高铁酸钾工艺 |
| 3.2.2 切片石蜡包裹高铁酸钾包裹率的影响因素实验 |
| 3.2.3 乙基纤维素包裹改性高铁酸钾工艺 |
| 3.2.4 乙基纤维素包裹高铁酸钾包裹率的影响因素实验 |
| 3.3 包裹改性高铁酸钾产品选定 |
| 3.3.1 释缓性能对比 |
| 3.3.2 氧化性能对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 包裹改性高铁酸钾产品性能分析与表征 |
| 4.1 包裹改性高铁酸钾释缓性能 |
| 4.2 改性高铁酸氧化性能 |
| 4.3 包裹改性高铁酸钾的仪器表征 |
| 4.3.1 改性高铁酸钾粒径分析 |
| 4.3.2 IR分析 |
| 4.3.3 SEM分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 包裹改性高铁酸钾氧化预处理 |
| 5.1 包裹改性高铁酸钾预氧化实验 |
| 5.1.1 pH对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.1.2 投加量对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.1.3 温度对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2 稳定剂协促包裹改性高铁酸钾氧化实验 |
| 5.2.1 稳定剂投加量对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2.2 pH对稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2.3 温度对稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果影响 |
| 5.2.4 稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)正交实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 预氧化后含氟含砷废酸处理的实验研究 |
| 6.1 预氧化后含氟含砷废酸的治理工艺 |
| 6.2 预氧化后含氟含砷废酸处理过程的影响因素实验 |
| 6.2.1 一段铁盐共沉淀pH的影响 |
| 6.2.2 一段铁盐共沉淀聚合硫酸铁投加量的影响 |
| 6.2.3 二段絮凝沉淀pH的影响 |
| 6.2.4 二段絮凝沉淀聚合硫酸铁投加量的影响 |
| 6.2.5 二段絮凝沉淀PAC投加量的影响 |
| 6.2.6 二段絮凝沉淀PAM投加量的影响 |
| 6.3 预氧化后含氟含砷废酸处理达标排放分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 包裹改性高铁酸钾释缓的机制探究 |
| 7.1 释缓模型 |
| 7.2 释缓过程动力学方程拟合 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 研究结论与建议 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（10）过一硫酸盐氧化降解水中典型有机污染物的动力学及反应产物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 新兴有机污染物的种类及其危害 |
| 1.2.1 内分泌干扰物 |
| 1.2.2 药品和个人护理用品 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.3.1 热活化过硫酸盐 |
| 1.3.2 紫外活化过硫酸盐 |
| 1.3.3 过渡金属离子活化过硫酸盐 |
| 1.3.4 非均相材料活化过硫酸盐 |
| 1.4 过硫酸盐的应用前景 |
| 1.4.1 过硫酸盐高级氧化技术存在的问题 |
| 1.4.2 过硫酸盐直接氧化技术的应用前景 |
| 1.5 本文的研究目的和内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 目标有机物的选择 |
| 2.2 主要化学药品和仪器 |
| 2.2.1 主要化学药品 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PMS氧化有机污染物动力学实验 |
| 2.3.2 自由基抑制实验 |
| 2.3.3 单线态氧抑制实验 |
| 2.3.4 单线态氧化学捕获实验 |
| 2.3.5 抗生素降解产物抗菌活性实验 |
| 2.3.6 模拟实际水中氧化动力学实验 |
| 2.3.7 各种氧化体系在模拟实际水中的氧化实验 |
| 2.3.8 各种氧化体系对水参数影响 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 有机污染物的检测 |
| 2.4.2 PMS浓度测定 |
| 2.4.3 总有机碳的检测 |
| 2.4.4 三维荧光光谱分析 |
| 2.4.5 HPLC/X500R QTOF高分辨飞行时间质谱检测 |
| 2.4.6 HPLC/Q-TRAP5500 质谱检测 |
| 2.4.7 电子顺磁共振检测 |
| 第3章 PMS氧化含富电子官能团的模型化合物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 PMS氧化降解酚类模型化合物动力学规律 |
| 3.2.1 苯酚降解动力学 |
| 3.2.2 苯酚降解自催化现象分析 |
| 3.2.3 反应物初始浓度的影响 |
| 3.3 PMS氧化不同取代酚的动力学规律 |
| 3.3.1 PMS氧化甲基酚、甲氧基酚的动力学规律 |
| 3.3.2 PMS氧化苯二酚的动力学规律 |
| 3.4 醌催化PMS反应机理 |
| 3.4.1 醌催化PMS过程氧化活性组分鉴定 |
| 3.4.2 醌催化PMS的反应机理 |
| 3.4.3 醌催化PMS分解动力学 |
| 3.5 PMS氧化模型胺类化合物的动力学规律 |
| 3.5.1 PMS氧化芳香胺类化合物 |
| 3.5.2 PMS氧化脂肪胺类化合物 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 PMS氧化降解甾体类雌激素的动力学及产物 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 PMS降解甾体类雌激素的动力学规律 |
| 4.2.1 PMS浓度对雌激素降解的影响 |
| 4.2.2 pH值对雌激素降解的影响 |
| 4.2.3 动力学模型的建立 |
| 4.3 PMS氧化甾体类雌激素产物分析 |
| 4.4 PMS氧化对雌激素活性的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 PMS氧化降解氟喹诺酮类抗生素的动力学及产物 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PMS降解氟喹诺酮类抗生素的动力学规律 |
| 5.2.1 PMS浓度对氟喹诺酮类抗生素降解的影响 |
| 5.2.2 pH值对PMS氧化氟喹诺酮抗生素的影响 |
| 5.2.3 动力学模型的建立 |
| 5.3 PMS氧化氟喹诺酮类抗生素反应机理 |
| 5.3.1 PMS氧化氟喹诺酮的反应活性位点 |
| 5.3.2 PMS氧化氟喹诺酮的产物分析 |
| 5.3.3 PMS氧化氟喹诺酮反应路径 |
| 5.4 PMS氧化对氟喹诺酮抑菌活性的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 PMS氧化降解四环素类抗生素的动力学及产物 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 PMS降解四环素类抗生素的动力学规律 |
| 6.2.1 PMS浓度对四环素类抗生素降解的影响 |
| 6.2.2 pH值对PMS氧化四环素类抗生素的影响 |
| 6.2.3 动力学模型的建立 |
| 6.3 PMS氧化四环素类抗生素反应机理 |
| 6.3.1 PMS氧化四环素类抗生素的产物分析 |
| 6.3.2 PMS氧化四环素类抗生素的反应路径 |
| 6.4 PMS氧化对四环素抗生素活性的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 PMS在模拟实际水中氧化降解典型抗生素类污染物 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 模拟实际水中PMS降解氟喹诺酮类抗生素 |
| 7.2.1 氟喹诺酮类抗生素降解动力学 |
| 7.2.2 各种氧化体系去除效果对比 |
| 7.3 模拟实际水中PMS降解四环素类抗生素 |
| 7.3.1 四环素降解动力学 |
| 7.3.2 水质背景成分对PMS氧化四环素的影响 |
| 7.3.3 各种氧化体系去除效果对比 |
| 7.4 PMS预氧化对水质背景参数的影响 |
| 7.4.1 紫外特性UV254和DOC |
| 7.4.2 三维荧光特性 |
| 7.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、高铁酸钾预氧化去除水中苯酚及其机理（论文参考文献）
- [1]响应面法优化高铁酸钾预氧化精细化工废水试验研究[J]. 张发奎,魏东洋,李杰,徐卫东,周雯. 人民珠江, 2020(11)
- [2]折点加氯体系中碘代酚类副产物的生成规律及控制方法研究[D]. 张婧. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [3]饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究[D]. 周丽君. 浙江工业大学, 2020(03)
- [4]高铁酸钾-PAC联用混凝沉淀处理低浓度含氟有机废水的研究[D]. 王旭. 太原理工大学, 2020(07)
- [5]生物炭强化高铁酸钾去除水中As（Ⅲ）的效果与机理研究[D]. 王昀鹏. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]K2FeO4预氧化控制藻细胞和藻类有机物生成DBPs的效能研究[D]. 张忠祥. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [7]饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究[D]. 陈嘉都. 浙江工业大学, 2019(02)
- [8]预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究[D]. 吴小芳. 湖南大学, 2019(07)
- [9]新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究[D]. 蔡世恒. 武汉工程大学, 2019(03)
- [10]过一硫酸盐氧化降解水中典型有机污染物的动力学及反应产物[D]. 周扬. 哈尔滨工业大学, 2019(01)