一、氨基废水预处理研究（论文文献综述）
孔瑜[1]（2021）在《β-内酰胺类抗生素废水有机物污染特征和筛查研究》文中认为我国是抗生素原料药的生产和出口大国,而抗生素制药生产过程的排放是环境中抗生素的重要来源之一。制药生产废水经污水处理厂处理后,在地表水、地下水和土壤中仍可检测到抗生素残留物及其代谢产物,对生态环境和人体健康构成潜在的影响和威胁,因此对抗生素废水中特征污染物开展监测及筛查具有重要的理论价值和现实意义。抗生素废水具有成分复杂、特征污染物识别及检测难度大等特点,其污染因子和去除特性研究尚不完善。基于此,本文以美罗培南（MERO）、普鲁卡因青霉素（PROP）、头孢唑啉钠（CFZS）三种典型的β-内酰胺类抗生素为研究对象,对其检测方法、污染特征等方面开展系统研究。采用固相萃取-高效液相色谱-紫外检测器（SPE-HPLC-UVD）方式,建立了MERO、PROP、CFZS三种抗生素同时检测的方法。并对SPE和HPLC-UVD中影响回收率、峰形、灵敏度等条件进行了优化。将水样的p H调节为4,选用HLB固相萃取柱,10 m L超纯水淋洗、10 m L甲醇洗脱,空白水样中的加标回收率可达到53.2%～98.67%,RSD（%）为0.06～5.65;抗生素废水的加标回收率达到74.67%～106%,RSD（%）为0.3～6.34。选用EXTEND C18色谱柱,乙酸铵-乙酸和乙腈分别作为HPLC流动相的水相和有机相,将紫外吸收波长设置为285nm、水相和有机相的比例设为90%:10%时,色谱图的峰形、灵敏度好。三种抗生素在0.2 mg/L～20 mg/L之间的相关系数R2均达到了0.999,线性关系良好。空白基质时方法定量限为3.26～7.25μg/L;污水为基质时方法定量限为2.65～5.87μg/L。该方法的回收率高,定量限低,可对实际水样中痕量抗生素进行分析。对国内某大型制药企业污水处理厂出水中的常规水质指标、残留抗生素和有机污染物进行了全解析,分析了有机污染物在污水处理过程的分布特征。污水处理厂采用的“水解酸化-缺氧-好氧”工艺对抗生素废水有机物的降解起到了一定的作用,COD、TOC、NH4+-N、TN去除率分别为87.43%、89.33%、98.66%、40.91%;MERO、PROP、CFZS三种抗生素出水中的浓度分别为6.98μg/L、9.92μg/L、18.45μg/L。预处理单元和水解酸化单元出水中酸酯类、酰胺类、胺类和杂环类有机物所占比例较高。缺氧和好氧单元出水中烃类有机物所占比例较高。其中三乙胺、四氢呋喃、苯酚、1,2-二氯乙烯、2-巯基-5-甲基-1,3,4-噻二唑、2,6-二甲基吡啶、二十烷、丁酸等相对丰度较高,这些污染物还没有被相关的排放标准列入需要测定的污染物指标,直接排放有一定的毒性和潜在的环境风险。为了评价这类废水中有机物的潜在环境影响,筛选出环境管理和监测的优先污染物。以污染物暴露的可能性和影响后果为依据,采用环境暴露、毒性、生物蓄积性、生物持久性为指标,建立了抗生素工业废水中特征污染物的筛查方法,确定了优先控制污染物,依次为间苯二酸双（2-乙基己基）酯、正二十烷、芥酸酰胺、2,4-二甲基苯甲醛、2,2’-亚甲基双-（4-甲基-6-叔丁基苯酚）、美罗培南、头孢唑啉钠、普鲁卡因青霉素。本论文相关研究结果可为抗生素废水污染控制及其环境管理提供基础数据和技术支撑。
丁艳[2]（2021）在《改性PVC树脂对几种贵金属废液的整体回收过程研究》文中研究说明本文主要针对工厂在实际生产过程中产生的三种废液中贵金属整体回收的问题进行研究,提出兼具环保节能,经济效益高,处理效率快等优点的回收、富集流程。主要内容分为以下几个部分:1、绪论中,首先介绍了贵金属Pt、Pd、Rh、Ir的性质以及其在生物、医药和催化等领域的应用。其次总结了在实际生产过程中对Pt、Pd、Rh、Ir等贵金属进行富集的方法,并综述了用树脂富集贵金属离子的研究现状和发展过程。最后根据这些应用实例,针对工厂废液的实际情况,设计了使用改性PVC树脂富集废液中的贵金属的试验方案。2、按照实验方案,依次探究了p H值、温度、用量、时间、干扰离子等控制变量对两种的改性PVC树脂吸附Pd（Ⅱ）过程的影响。使用SEM、元素分析等分析方法对改性PVC树脂进行表征分析,得到了两种咪唑改性PVC树脂的最佳反应条件,并且发现改性PVC树脂[PVC-im]Cl对Pd（Ⅱ）的富集效果比[PVC-Nim]Cl好。这些结论为后续对实际工厂废液中的贵金属进行富集奠定了理论基础。3、针对某工厂的三种废液,设计出了一条富集废液中贵金属的流程方案。由于贵金属废液属于高盐分、高酸度,贵金属含量不一的复杂体系,首先筛选出了二甲基二硫代氨基甲酸钠作为预处理沉淀剂,探究了沉淀贵金属最佳的p H值、温度、用量、时间条件。其次选用改性PVC树脂[PVC-im]Cl作为吸附剂富集预处理后废液的贵金属,探究了吸附时最佳的p H值、温度、用量、时间条件。车间中试后发现还有一种含有机物的废液无法达到排放标准,因此对此废液进行了填充柱分离实验,填充物料为改性PVC树脂[PVC-im]Cl。探究了溶液流速、填充柱的柱高对贵金属吸附的影响,同时检测废液中其它干扰离子浓度,结果表明,[PVC-im]Cl对其它金属水合正离子离子不能吸附,只能与氯配阴离子形式存在的铂组贵金属作用,使其定量富集、回收,并使处理后的贵金属废液达标排放。
钟捷[3]（2020）在《化学镀镍废液处理工艺的优化》文中认为化学镀镍废液属于表面活性废物（危废代码为HW17）,由少量的老化镀液和大量的漂洗废水组成,成分较复杂,主要是络合镍和次磷酸盐的处理难度较大,难以直接处理达标,需与其他废水稀释或采用组合工艺处理。蒸氨废水为含铜废物（危废代码为HW22）资源化利用过程中的副产物,成分单一,较易处理。本文将蒸氨废水和化学镀镍废液进行综合处理,先采用鸟粪石法对蒸氨废水进行预处理,使用预处理后的蒸氨废水对化学镀镍废液进行稀释,再采用芬顿方法去除大部分污染物,最后采用重金属捕集剂深度除镍。本文进行了单因素实验和交叉实验,确定了最佳反应条件,得到以下结论:1、鸟粪石法对蒸氨废水预处理的最佳反应条件为:初始反应p H值为10.5,搅拌时间为15 min,搅拌转速为150 r/min,投药摩尔比M:A:P=1.25:1.0:1.2。在该最佳反应条件下处理蒸氨废水,NH3-N从336 mg/L降至4.3 mg/L,去除率达到98.7%,残留TP为34.0 mg/L。2、芬顿法处理化学镀镍废液的最佳反应条件为:稀释倍数为100倍,Fe2+/H2O2摩尔比=1:1,H2O2/CODCr质量比=2:1。在该最佳反应条件下处理化学镀镍废液,处理后水质情况为:Ni含量为0.57 mg/L,Zn含量为0.024 mg/L,p H值为8.0,CODCr为41.1 mg/L,NH3-N为3.93 mg/L,TP为0.02 mg/L。3、重捕剂深度除镍选用的药剂为DDTC（二乙基二硫代氨基甲酸钠）,最佳反应条件为:p H值为8.5,DDTC/Ni质量比=80:1。在该最佳反应条件下深度除镍,Ni含量降至0.081 mg/L,CODCr上升至44.6 mg/L。4、预处理蒸氨废水的药剂成本为47.88元/m3,处理化学镀镍废液的药剂成本为471.15元/m3。采用该综合处理工艺化学镀镍废液进行处理后,Ni、Zn、CODCr、NH3-N、TP等各项水质指标均满足广东省地方标准《电镀水污染物排放标准》（DB 44/1597-2015）珠三角地区新建项目的排放要求。对于危险废物处置企业的相对高收益而言,药剂成本在可接受范围。
程宁[4]（2020）在《黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究》文中提出染料广泛应用于纺织、印染、造纸等各个工业领域,我国每年排放的含染料工业有色废水将近7×108吨。因产品特性、外观颜色以及工艺流程的不同,含染料的工业废水组成十分复杂、水质参数波动范围极大。大多数染料是结构复杂的芳香族化合物,对水生动植物具有强烈毒害作用,并且化学性质稳定,对光、水和氧化剂具有非常强的抵抗作用,一旦释放到环境很难去除。微生物脱色技术是处理工业有色废水的有效途径之一,但传统的脱色微生物用于实际废水处理时,通常存在脱色底物单一、对环境条件适应性差等共性问题,导致无法满足实际的工艺需求。因此,寻找具有广泛的脱色底物谱且适应条件广的脱色微生物,可以为染料废水的生物治理奠定前期基础。本文以课题组自行筛选并保藏的一株黄曲霉菌株A5p1（保藏号CGMCC.4299）为生物材料,研究对偶氮染料Direct Blue 71（DB71）、酞菁染料Direct Blue 86（DB86）和蒽醌染料Reactive Blue 19（RB19）的脱色特性,同时通过构建生物反应器探讨了该菌的实际应用潜能,并采用现代化分析手段对染料的脱色机理进行深入研究。本论文主要研究内容如下:（1）黄曲霉活菌体脱色染料的基本特性。以15种不同类型的染料为脱色对象,考察黄曲霉A5p1对染料的脱色广谱性。结果显示,黄曲霉A5p1对染料的脱色效率为61.7%-100.0%,表明该菌具有一定的脱色广谱性。以偶氮染料DB71、酞菁染料DB86和蒽醌染料RB19为模型底物研究染料的脱色机制,结果显示,黄曲霉A5p1对偶氮类染料和酞菁类染料的脱色机制以生物吸附为主,对蒽醌染料则以生物降解作用为主;在酸性条件下,黄曲霉对染料的生物吸附作用占主导地位,在碱性条件下,生物降解则是主要的脱色机制;当染料浓度高于500 mg/L时,偶氮染料和酞菁染料的脱色以生物降解作用为主,染料浓度低于500 mg/L时,生物吸附则发挥关键作用,这些结果表明,黄曲霉A5p1能够根据染料的种类、p H和染料浓度启用不同的脱色机制,脱色机制十分灵活。黄曲霉A5p1的广谱性和灵活性,反映了该菌能够适应条件多变的实际废水处理要求,具有很好的应用潜力。（2）黄曲霉活菌体对染料的降解机理研究。在振荡条件下黄曲霉A5p1对高浓度的偶氮染料DB71（100-1000 mg/L）显示出较高脱色率（100%-75.8%）,最佳p H为7.0,最佳温度为40℃。经气相质谱仪（GC-MS）和液相质谱仪（LC-MS）分析获得偶氮染料DB71的降解产物主要为萘胺、萘重氮、2-羟基-6-乙二酰基-苯甲酸和1-萘酚。酶分析实验表明,锰过氧化物酶（Mn P）、漆酶（Lac）和葡萄糖氧化酶（GOD）与该菌株降解偶氮染料相关。对于浓度为100-2000 mg/L的酞菁染料DB86和蒽醌染料RB19,该菌的脱色率分别为100%-80%和100%-50.8%,最佳p H均为7.0,最佳温度为40℃。酞菁染料DB86的降解产物为邻苯二甲酰亚胺,蒽醌染料RB19的降解产物主要为邻苯二甲酸和2-氨基-1-苯酚-4-磺酸。酶分析实验发现,Mn P、Lac和GOD酶参与染料DB86的降解过程,Mn P和GOD酶是染料RB19的脱色关键酶。（3）黄曲霉活菌体用于生物反应器脱色染料的效果研究。构建并运行工作体积为250 m L的填充床式生物反应器,连续处理模拟染料废水进行放大实验。生物反应器处理单一成分的染料废水,系统运行20 d,出水脱色率保持在90%以上,处理模拟混合染料废水系统运行30 d,出水脱色率保持在80%。在进水染料浓度为300 mg/L、p H 5.0的条件下,逐步提高反应器的进水浓度至500 mg/L,或逐步提高p H值至9.0,或缩短水力停留时间至24 h,生物反应器仍可长效运行至50 d,出水脱色率为70%左右,并且反应器内菌体细胞仍具有降解活性,展示了系统良好的运行稳定性和菌株的实际应用潜力。（4）黄曲霉非活性菌体对染料的吸附机理研究。首先对黄曲霉生物吸附剂的吸附特性进行考察,结果显示,该菌对染料不仅具有显着的吸附能力,而且还可以耐受较高的环境温度（40℃）,三种染料的最大吸附容量分别为134.1 mg/g（DB71）、139.8 mg/g（DB86）和43.9 mg/g（RB19）。通过电位滴定和FTIR对官能团进行分析,结果表明吸附剂表面的氨基是负责菌体与染料结合的关键基团。动力学和热力学的研究结果显示,黄曲霉生物吸附剂对DB86的吸附过程以物理吸附为主,对RB19以化学吸附为主,对DB71则是两者的结合,表明黄曲霉生物吸附剂对三种染料的吸附机理存在差异。激光共聚焦显微镜（CLMS）、原子力显微镜（AFM）和透射电镜（TEM）分析证实染料DB86主要被吸附于菌体表面,染料DB71和RB19可以通过薄弱的细胞壁进入细胞内部发生吸附,该结果说明染料DB71和RB19在吸附剂表面完成快速的物理吸附后,还可以在胞内获得更多的吸附位点继续发生吸附反应,吸附过程成多样性和复杂性,而对于染料DB86,因吸附剂表面吸附位点的有限性,该染料只能在细胞表面进行以物理吸附作用为主的简单吸附过程。因此,染料在吸附剂上吸附位置的差异性,可能是黄曲霉A5p1对不同染料产生不同吸附机理的原因。
王淑军[5]（2020）在《硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究》文中研究说明以絮凝剂为核心的混凝工艺,具有操作简单、成本较低的优点,是一种广泛应用的水处理技术,经常应用于复杂体系工业废水（例如焦化废水）的处理,但传统絮凝剂存在对其中污染物去除效果不佳的问题。随着《水污染防治行动计划》（水十条）和《炼焦化学工业污染物排放标准》的实施,不仅提高了对复杂工业废水的排放标准要求,还特别规定了吨焦废水排放量小于0.4 m3,而复杂体系工业废水中残留污染物不利于其达标排放和再利用,迫切需要对其进行强化去除。为了有效强化混凝工艺对复杂工业废水的作用,亟需开发新型高效的絮凝剂并对其作用机制进行深入研究。无机-有机杂化絮凝剂在同一聚合结构中包含不同功能基团或组分,实现“分子水平”的复合,能够更好的发挥无机和有机组分的协同作用,提高混凝性能,简化投加程序,具有广阔的应用前景。本论文选择不同的硅源分别制备了离子键合型和共价键合型无机-有机杂化絮凝剂,将其应用于模拟废水、焦化废水的混凝处理,通过系列混凝实验和焦化废水中有机物组分分析,对无机有机杂化絮凝剂的混凝效果和去除机制进行系统研究。进一步采用杂化絮凝剂耦合Fe3O4,通过磁混凝方法强化焦化废水处理,并探究混凝/磁混凝作用机理。具体研究工作如下:（1）以Na2Si O3为无机硅源,通过与Al Cl3复合反应制备了聚硅酸铝絮凝剂（PASi）。以PASi为无机组分,丙烯酰胺（AM）、丙烯酰氧乙基二甲基苄基氯化铵（ADB）为有机单体,采用原位聚合方法制备了离子键合型无机-有机杂化絮凝剂PASi-P（AM-ADB）。结构形貌分析可知,杂化絮凝剂中无机组分与有机组分之间是通过离子键相连接,具有致密的孔隙形貌和三维空间网络结构。混凝研究表明,在最佳投加量下,对高岭土/腐殖酸（HA）模拟废水中浊度、UV254、DOC的去除率分别为:99.2%、95.3%和94.6%;对高岭土/苯酚模拟废水中浊度、苯酚的去除率分别为:99.5%、7.6%;对焦化废水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:95.3%、19.9%、18.8%和26.2%;对生化出水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:96.2%、42.3%、34.1%、46%。混凝效果优于复合絮凝剂PASi、PASi/P（AM-ADB）和商品絮凝剂PAC。（2）为改善杂化体系的稳定性,采用γ-氨丙基三乙氧基硅烷（APTES）为有机硅源,采用水解聚合法缓慢滴碱与无机组分Al Cl3共聚,制备了共价键合型无机-有机杂化絮凝剂PAAP。结构形貌分析和混凝模拟废水结果可知,PAAP中无机组分与有机组分之间以共价键形式键合,Si/Al摩尔比、碱化度（B）对PAAP的形貌均有较大影响,其中Si/Al摩尔比为0.1,B为0.5时制备的PAAP0.1,0.5具有粗糙的卷曲表面形貌和三维网状空间结构,对高岭土/腐殖酸模拟废水的混凝去除效果最优,浊度、UV254、DOC的去除率分别为:99.2%、98.5%、93.2%。对高岭土/苯酚模拟废水中浊度和苯酚的去除率分别为:99.7%、4.9%。对焦化废水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:82.1%、12.1%、9.3%、24.2%,对生化出水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:97.8%、37.7%、29.9%和63.4%,混凝效果优于商品絮凝剂PAC。此外,PAAP0.1,0.5具有优异的储存稳定性能,室温保存18个月后,仍未出现沉淀和凝胶,混凝性能仍保持良好。（3）为明晰两种杂化絮凝剂的强化混凝去除机制,对焦化废水混凝前后的有机物组分进行对比分析。研究发现,PASi-P（AM-ADB）和PAAP0.1,0.5均能有效去除焦化废水中强疏水性、高芳香性类物质,对类富里酸类、类腐殖酸类荧光物质的去除效果良好,且对疏水酸性组分（HOA）和疏水中性组分（HON）的去除效率高于疏水碱性组分（HOB）和亲水组分（HIS）。此外,PASi-P（AM-ADB）可优先去除原水中的脂肪醇、羧酸、多环芳烃、含氮杂化类化合物,而PAAP0.1,0.5除能去除原水中的脂肪醇、羧酸、含氮杂环类物质,还能高效去除酯类化合物。疏水性难降解物质的去除,有利于废水的生化处理。生化出水中的多环芳烃、邻苯二甲酸酯类化合物等有毒物质被杂化絮凝剂有效去除,对环境的危害降低。（4）为加快沉降速度,缩短混凝处理时间,将杂化絮凝剂与Fe3O4耦合使用,通过磁混凝工艺强化处理焦化废水。研究发现,“磁粉→絮凝剂→在外加磁场下静置沉降”的方式下,沉降速度显着加快,混凝效果最好,产生的磁性絮体更加密实,抗剪切性能和破碎再恢复性能得到提升。磁粉经过回收再利用,仍可保持良好的磁混凝性能。经过机理分析认为,铝盐水解产物、硅铝聚合大分子、季铵基团、氨基基团、疏水苄基、碳链以及致密的空间结构协同作用,无机-有机杂化絮凝剂显示出良好的混凝性能。磁混凝中磁粉可以起到增加体系中颗粒物浓度、促进磁核絮体生成、吸附有机物和强化絮凝剂的作用,促进混凝过程速度加快,混凝效果提升。无机-有机杂化絮凝剂PASi-P（AM-ADB）和PAAP0.1,0.5混凝处理焦化废水效果良好,且可长期稳定保存,有利于提高混凝工艺对复杂体系废水污染物的去除,为减少工业废水外排和促进废水资源循环利用提供有力的支撑和保证。
王秀丽[6]（2020）在《聚偏氟乙烯功能分离膜的设计制备及其去除重金属效能研究》文中研究说明随着膜技术的快速发展,膜分离技术在废水处理领域中越来越受到人们青睐。目前常用的处理重金属废水的膜技术有电渗析、纳滤和反渗透、聚合物吸附和胶束增强微滤/超滤等。但电渗析、纳滤和反渗透存在处理成本高、预处理要求严格的缺点;聚合物吸附和胶束增强超滤/微滤则存在二次污染风险。因此,研发新型微/超滤功能分离膜,使其对重金属离子具有优良的吸附性能,实现重金属污染物的去除和回收利用,继而拓展微/超滤分离膜在废水处理中的应用领域具有重要意义。基于此,本学位作者制备了三种聚偏氟乙烯（PVDF）功能分离膜,开展了系列实验研究,评价了其吸附重金属离子的作用性能,以期为功能分离膜设计研发提供有益借鉴。具体研究内容和主要结论如下:（1）采用物理共混或化学接枝技术将具有强螯合配位作用的多氨基多羧酸和多氨基多膦酸官能基团载入PVDF基体中,制备了三种PVDF功能分离膜（载带单一多氨基膦酸基团记作EDTMPA-TBOT/PVDF、载带单一多氨基羧酸基团记作DTPA-DETA-VBC-PVDF、同时载带多氨基膦酸和多氨基羧酸记作EDTMPA-TBOT-APTMS-DTPA/PVDF）。（2）采用扫描电镜表征了三种PVDF功能分离膜的组织结构和形态,应用傅里叶红外光谱、X射线光电子能谱分析、X射线能谱分析和固相核磁技术表征了功能分离膜的化学组成和官能基团。结果表明,螯合官能基团能被成功载入PVDF基体中,所制三种PVDF功能分离膜具有吸附捕集Pb2+、Ni2+等重金属污染物的性能。（3）对三种PVDF功能分离膜的耐污染性能进行了分析,结果表明:与PVDF基膜相比,制备的三种PVDF功能分离膜的耐污染性能均有所改善,其中采用化学接枝方法制备的PVDF功能分离膜的亲水性能好、耐污染性能佳。（4）开展了静态吸附实验,研究了各种工艺条件和共存物质对三种PVDF功能分离膜吸附Pb2+性能的影响,并对其吸附动力学和热力学进行了分析,探究了其吸附机理。研究结果表明:p H对三种PVDF功能分离膜吸附Pb2+性能影响显着,较低p H不利于Pb2+吸附;对于上述PVDF功能分离膜,共存阳离子(Ca2+、Mg2+、Cu2+、Ni2+、Cd2+、Zn2+、Fe3+和Cr3+)对Pb2+吸附性能的干扰影响有所不同,但三种共存络合剂柠檬酸盐（Citrate）、乙二胺四乙酸（EDTA）和氮川三乙酸（NTA）对三种PVDF功能分离膜吸附Pb2+性能干扰顺序是一致的,均为EDTA>NTA>Citrate;准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型能够更好地描述上述PVDF功能分离膜吸附Pb2+离子的过程,该吸附过程是一个自发、放热的化学反应。（5）设计了动态吸附实验,研究了进水流速、进水浓度和膜堆厚度对三种PVDF功能分离膜吸附Pb2+性能的影响,采用Thomas和BDST动态吸附模型对穿透曲线进行了拟合分析,研究结果表明:进水流速越低,进水浓度越高,Pb2+吸附量越大;降低进水流速和进水浓度、增加膜堆厚度,可延长膜堆穿透时间;Thomas模型能够很好地描述三种PVDF功能分离膜对Pb2+的动态吸附行为,计算所得最大吸附量与实验所得平衡吸附量相吻合。此外,所制PVDF功能分离膜有良好的再生性能,其具有潜在的工程应用价值。（6）设计和开展了密度泛函理论（DFT）计算,DFT计算结果与实验研究结果是一致,DFT理论模拟有助于从分子水平上揭示PVDF功能分离膜吸附去除重金属离子的机理研究。
邬东[7]（2020）在《煤化工浓盐水蒸发中吡啶系含氮化合物致焦机理研究》文中研究指明煤化工生产中的用水和排水问题已成为制约煤化工发展的瓶颈,为此新型煤化工企业都将浓盐水经过多级反渗透浓缩后回收淡水,产生的高盐水经过蒸发结晶后制盐。但高盐水中残留的难生物降解有机物使得蒸发结晶装置的蒸汽加热管道常出现结焦堵塞问题,已给煤化工企业造成了严重的安全隐患。基于此工程背景,本研究以煤化工废水中的特征污染物——吡啶类含氮化合物为主要研究对象,研究其在浓盐水中的致焦机理和途径,并探讨了UV/H2O2高级氧化预处理技术对吡啶系含氮化合物的结焦抑制作用。吡啶及吡啶衍生物的结焦条件、影响因素及机理研究实验表明:酚和醛类物质对吡啶系物质的结焦贡献较大,二者都存在时可使吡啶系含氮杂环化合物结焦率提高3.3%以上。四种含氮化合物的结焦率由大到小为2,6-二氯吡啶>吡啶-N-氧化物>2-甲基吡啶>吡啶。废水中存在喹啉、吲哚类含氮化合物时,能提高吡啶系化合物的结焦率。对典型焦油样的SEM,GPC,ATR和GC-MS的表征分析表明:吡啶系含氮杂环化合物在热蒸发过程中进行了脱氢缩合类反应,最终形成的焦油组分碳原子数分布为816,主分子量分布为258457,可能结构为吡啶骨架通过羰基、醚键与芳环连接。UV/H2O2高级氧化预处理实验表明:随着H2O2用量的提高,2,6-DCLPY的降解效率也逐渐提高,但是过量的H2O2会和2,6-DCLPY竞争·OH,当H2O2的投加摩尔比为37:1,废水的pH为7.2时达到最高的降解率77.3%。废水中的HCO3-、NO3-对2,6-DCLPY降解具有明显的抑制作用,在浓度为5 g/L时2,6-DCLPY的降解率降低至27.5%;而Cl-和SO42-相对影响较小,在浓度50 g/L时才使2,6-DCLPY降解率降低到46.9%。最后,分析了预处理前后2,6-DCLPY热蒸发所得吡啶系焦油样在结焦率、溶解性、形貌特性和分子量分布的变化。实验表明:预处理后在pH为8.0时蒸发产生的焦油样结焦率差值最大为3.64%,温度和浓缩倍数使蒸发产生的焦油平均结焦率降低不足3%,焦油样中胶质减少。SEM、GPC的前后变化进一步表明:预处理后的吡啶系含氮化合物在蒸发结焦过程中反应剧烈程度,环稠合程度大大降低,主体分子量也由457变为259。
朱昊[8]（2020）在《催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究》文中研究说明“富煤、缺油、少气”的能源赋存特征,决定了我国以煤炭作为主要的消费资源,煤化工产业在国家能源转型过程将扮演越来越重要的角色。但是煤化工废水水量大且污染物浓度高,常规生物处理工艺对污染物的去除能力有限,导致二级出水仍含有许多有毒难降解污染物。针对水环境日益恶化和水资源严重匮乏的现状,国家对新建煤化工企业提出了更为严格的废水排放标准,寻求性能高效和运行稳定的深度处理工艺是实现煤化工废水安全排放的有效方式。本课题制备了纳米MgO催化剂并对其物理结构特征和表面化学性质进行了表征,考察了纳米MgO催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水效能,评估了缺氧/好氧-膜生物反应器（Anoxic/oxic-membrane bioreactor,A/O-MBR）处理该废水的可行性,并结合两种工艺特点,构建了催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺,考察其在小试规模和中试规模的废水处理效能。以氯化镁和氢氧化钠为原材料采用均匀沉淀法制备了纳米MgO臭氧催化剂,优化的制备参数为:陈化时间24 h、焙烧温度500℃、焙烧时间2 h。通过对纳米MgO的物理结构特征和表面化学性质进行表征可知,纳米MgO催化剂表面形貌不规则且含有大量细小仿球形颗粒,平均粒径约为17.1 nm,具有较高的比表面积。同时,纳米MgO表面羟基密度为4.82 mmol/g,表面零点电荷接近中性,主要活性组分以方镁石结晶MgO形式存在。考察了制备的纳米MgO催化剂催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水效能。研究结果表明,纳米MgO的加入能明显提升臭氧氧化对废水中污染物的去除效能,反应90 min后,纳米MgO催化臭氧氧化体系化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）的平均去除率比臭氧氧化体系提高了约22.3%。臭氧与典型含氮杂环有机物按反应速率常数从大到小排序为吲哚、喹啉和吡啶,催化臭氧氧化单元出水检测不到喹啉、吡啶和吲哚。在催化臭氧氧化处理废水过程中,纳米MgO能促进臭氧由气相到液相的转移,提高臭氧传质率,同臭氧氧化相比,催化臭氧氧化体系的臭氧利用率增加了31.8%。通过向催化臭氧氧化体系添加叔丁醇和磷酸盐,发现纳米MgO的表面羟基基团是其发挥催化作用的活性位点,并且在中性条件下催化剂的催化活性较高。构建了催化臭氧氧化与A/O-MBR的组合工艺并考察其处理煤化工废水二级出水效能。催化臭氧氧化过程可将难生物降解物质转化为易生物降解物质,改善废水可生化性并降低废水急性生物毒性,催化臭氧氧化出水满足废水的可生化性基准值。当催化臭氧氧化时间为30 min,A/O-MBR工艺的水力停留时间为12 h时,组合工艺对废水中污染物具有良好的去除效能,组合工艺出水COD、氨氮和总氮（Total nitrogen,TN）的平均浓度依次为40.2 mg/L、3.6 mg/L和14.5 mg/L,出水水质满足国家城镇污水处理厂污染物排放一级A标准。组合工艺具有较强的抗冲击能力,系统耐受酚类物质胁迫阈值为250 mg/L。同A/O-MBR工艺相比,组合工艺具有较高的污泥浓度和更低的跨膜压力。催化剂循环使用120次后,纳米MgO保持良好的催化活性,出水水质稳定。基于小试试验组合工艺对废水处理效能的评估,考察了催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺处理煤化工废水二级出水中试效能。研究发现,组合工艺能高效去除废水中的污染物,假单胞菌属和鞘脂菌属是其中的优势菌种,对废水中有机物的去除和氮素的削减具有重要作用。中试试验结果表明,组合工艺出水COD、氨氮和TN浓度分别低于50.0 mg/L、5.0 mg/L和15.0 mg/L。纳米MgO催化剂连续使用20 d后,废水COD平均去除率由35.2%减少为27.5%,且镁离子溶出浓度较低,催化剂性能稳定。催化臭氧氧化与A/O-MBR的组合工艺具有性能高效和运行稳定的技术优势,存在重要的工程应用价值。
汪睿林[9]（2020）在《二氧化硅复合干凝胶的制备及其在含镍废水处理中的应用》文中研究表明SiO2凝胶是一种具有大孔容和高比表面积的三维网络结构多孔材料,在生物、医学、化学、催化等领域有广泛应用。本实验在水-乙醇体系中,分别添加丁胺（BA）、辛胺（OA）和十二胺（DA）,以正硅酸乙酯为硅源,利用其水解缩聚反应合成了含有机胺的SiO2复合干凝胶（即BA-gel、OA-gel、DA-gel）。实验采用扫描电子显微镜、透射电子显微镜、X-射线衍射分析、能量色散谱分析、X-射线光电子能谱分析、红外光谱分析、N2等温吸附、热分析、核磁共振波谱分析、有机元素分析等测试手段对凝胶及废水处理后产物进行了表征,并分析了有机胺在SiO2凝胶合成过程中的作用机理。研究表明,凝胶中胺的含量随着烷基链长度的增加而增加,三种凝胶中胺分别占11.81wt%、31.11wt%和46.07wt%。XPS、红外结果证实复合凝胶中同时存在质子化和非质子化的氨基基团,随着烷基链的增长,前者与后者的比例逐渐减小,质即BA在水-乙醇体系中发生质子化的比例最高,而DA发生质子化的比例比BA和OA都小很多,所以在BA和OA中主要为静电吸引力,因此较少的BA和OA分子组成的相对较小的胶束会在反应介质中产生更多的胶束,DA则反之,这对应于组成凝胶的微球的尺寸大小。29Si核磁共振谱显示BA-gel全部由Q4单元构成,而OA-gel中含有Q3和Q4两种单元,DA-gel中只含有Q2、Q3和Q4三种单元,且Q4单元在OA-gel中的含量比DA-gel中多。随着有机胺碳链的增长,SEM结果显示组成凝胶的微球直径逐渐增大,BA-gel和OA-gel干燥后呈块状,未煅烧即为具有高比表面积的大孔材料;而DA-gel则呈粉末状,在煅烧前内部基本无气孔,比表面积很小,只有经过煅烧去除DA后才能获得高比表面积的微孔凝胶。含有机胺的SiO2复合凝胶在水中呈强碱性,其中添加BA合成的凝胶碱性最强,将其放入模拟镍废水（NiSO4溶液）中,镍离子仅少量吸附于凝胶,其余主要是以沉淀形式析出。SEM、TEM观察发现,沉淀物为纳米薄片聚集而成的微球,综合分析表明,回收的沉淀物为Ni（OH）2。凝胶在去除水中镍离子的整个过程中可以不断释放胺分子从而补充氢氧根来维持稳定沉淀所需的pH环境,有利于低浓度含镍废水的净化,镍离子最高除去效率为99.49%。此外,干凝胶是固体,与生成的沉淀易分离且易回收,回收的凝胶干燥后可重复使用;实验证实硅胶在重复利用三次时,其除镍效率没有明显降低,最终处理后的液体可添加正硅酸乙酯继续合成SiO2凝胶,避免了二次废液的产生。在实际镀镍废水(Ni2+浓度2768mg/L)的处理过程中发现,首先需要对实际废水进行CaO预处理8h,再用实验合成的BA凝胶继续处理,镍离子最终除去率可达99.99%,且实际镍废水处理后的溶液也可添加正硅酸乙酯继续合成SiO2凝胶。回收的沉淀物及使用后的凝胶有望作为玻璃着色剂使用。研究结果为废水中镍离子的除去提供了新的思路。
乔楠[10]（2020）在《糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究》文中认为可再生能源的迅速发展,能够在一定程度上缓解“更多能源、更低碳排放”的压力。生物柴油是一种典型的“绿色可再生能源”。微生物油脂是具有潜力的生产生物柴油的原料,而油脂酵母由于产油量高、生长速度快、易于培养等优点,成为微生物油脂的最佳生产者。大豆油精炼废水可以培养发酵丝孢酵母,生产微生物油脂。但微生物油脂属于酵母的胞内产物,只有对酵母进行采收,才能获得微生物油脂。产絮霉菌M2-1生产的絮凝剂无毒害、对环境不产生二次污染,能够对油脂酵母进行高效、绿色的采收。但利用产絮培养基发酵M2-1生产絮凝剂,需要消耗大量的葡萄糖等营养成分,絮凝剂的原料成本过高。针对上述问题,本研究首先利用廉价原料糖蜜发酵M2-1生产絮凝剂,降低了原料成本,并利用絮凝剂分别采收了大豆油精炼废水和糖蜜发酵的油脂酵母;又利用高浓度啤酒废水发酵M2-1生产絮凝剂,进一步降低原料成本,并分别采收了大豆油精炼废水和高浓度啤酒废水发酵的油脂酵母;阐明了絮凝剂对油脂酵母的絮凝机理,并评估了絮凝剂对油脂酵母组分和微生物油脂的影响,为工程应用中低成本地生产微生物絮凝剂,高效采收油脂酵母奠定了基础,主要研究内容和成果如下:（1）对糖蜜发酵M2-1生产絮凝剂采收油脂酵母进行了研究。在利用糖蜜发酵产絮的适宜条件下,M2-1糖蜜絮凝剂的产量达到4.8 g/L,比使用产絮培养基发酵M2-1时絮凝剂的产量3.9 g/L明显提高,且絮凝剂的原料成本降低57%。对M2-1糖蜜絮凝剂和产絮发酵液采收大豆油精炼废水中发酵丝孢酵母的条件进行了优化,酵母的采收率分别达到97%和99%。使用产絮发酵液采收酵母时,虽然磷酸钙对采收率有一定的贡献,减小了絮凝剂的用量,但延长了达到理想的絮凝效果所需的时间。此外,利用M2-1糖蜜产絮发酵液采收了在糖蜜培养基中积累了1.21 g/L油脂的发酵丝孢酵母,在适宜条件下,酵母的采收率达到98%。（2）对高浓度啤酒废水发酵M2-1生产絮凝剂采收油脂酵母进行了研究。先用生活污水对高浓度啤酒废水进行1:1稀释,再利用产油微生物刺孢小克银汉霉代谢消耗了废水中90%左右的乙醇和乙酸等抑制M2-1生长和产絮的成分,之后对M2-1进行发酵生产刺孢-M2-1联合絮凝剂,絮凝剂的原料成本进一步降低,絮凝剂的产量达到4.2 g/L,同时获得了刺孢小克银汉霉积累的0.75 g/L微生物油脂。在适宜条件下,刺孢-M2-1联合絮凝剂及产絮发酵液对大豆油精炼废水中发酵丝孢酵母的采收率分别达到93.9%和94.4%。此外,利用刺孢-M2-1联合产絮发酵液采收在高浓度啤酒废水中积累了1.52 g/L油脂的发酵丝孢酵母,酵母的采收率达到95.8%。（3）解析了絮凝剂絮凝油脂酵母的机理。M2-1糖蜜絮凝剂和刺孢-M2-1联合絮凝剂主要含有糖类及其衍生物,少量的蛋白质、核酸,同时还含有大量的灰分,前者单糖主要包括半乳糖醛酸和木糖等,而后者主要包括甘露糖和葡萄糖等,两种絮凝剂的组分差异,使得它们对油脂酵母的絮凝时间不同。两种絮凝剂中除了含有碳、氢、氧、氮和硫等元素外,还含有质量分数大于20%的磷和总质量分数大于20%的金属离子钾与钠,这使得絮凝剂中灰分含量较高。两种絮凝剂的主要官能团均包括-OH、-COOH和-PO43-基团等,其中-PO43-基团是以次级键的方式与糖和蛋白质等生物大分子相连,强烈吸附Ca2+,增强絮凝剂的聚集能力和絮凝活性。M2-1糖蜜絮凝剂和刺孢-M2-1联合絮凝剂絮凝发酵丝孢酵母的机理主要为二价阳离架桥理论,在p H4-10的范围内,絮凝剂带负电,但絮凝剂中的主要官能团是Ca2+良好的吸附位点,可以通过Ca2+形成架桥,吸附带负电的发酵丝孢酵母,发生絮凝;同时,絮凝剂的三维立体网状结构,可以通过包络作用促进发酵丝孢酵母的絮凝。吸附动力学结果显示,刺孢-M2-1联合絮凝剂对发酵丝孢酵母的吸附速率较快,吸附过程符合拟二级动力学反应,化学吸附是主要限速步骤;而吸附热力学结果显示,絮凝剂对油脂酵母的吸附同时符合Langmuir、Freundlich和Dubinin-Radushkevich吸附等温方程,化学吸附和物理吸附在吸附过程中共同起作用。（4）评价了絮凝剂对油脂酵母组分及微生物油脂的影响。热重分析结果表明,相较于糖蜜和高浓度啤酒废水,大豆油精炼废水培养的发酵丝孢酵母的脂质含量高,而糖类和蛋白质类物质少;絮凝剂对发酵丝孢酵母的组分基本不产生影响,但絮凝剂中较多的灰分使热失重后碳剩余量略有增加。絮凝剂对油脂产量和油脂含量几乎不产生影响,大豆油精炼废水培养的发酵丝孢酵母的油脂产量与含量在絮凝后略有增加,是因为絮凝剂采收油脂酵母的同时,也絮凝了废水中少量的废油脂。絮凝剂对微生物油脂的品质亦不产生影响,利用刺孢-M2-1联合絮凝剂采收大豆油精炼废水中的发酵丝孢酵母,获得的微生物油脂的脂肪酸组成中,不饱和脂肪酸亚油酸与油酸的含量之和占油脂脂肪酸总量的73.1%,该组成与植物油的脂肪酸组成相似,可作为生物柴油的潜在原料。热解刺孢-M2-1联合絮凝剂采收的发酵丝孢酵母,得到的热解油中烷烃类物质的碳链变长,种类及占比增加,而含氧化合物的占比降低,同时固体热解产物也略有增加,使得热解油的品质和固体热解产物的附加值得以提升。本研究建立的利用糖蜜和高浓度啤酒废水生产絮凝剂采收油脂酵母的工艺,为工程应用中油脂酵母的低成本采收提供了思路,有利于推动食品工业废物、废水的资源化利用。
二、氨基废水预处理研究（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、氨基废水预处理研究（论文提纲范文）
（1）β-内酰胺类抗生素废水有机物污染特征和筛查研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 抗生素简介 |
| 1.1.2 抗生素使用和发展状况 |
| 1.1.3 环境中抗生素的来源和归宿 |
| 1.1.4 环境中残留抗生素潜在的环境影响及生态风险 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 水环境中残留抗生素检测的方法 |
| 1.2.2 抗生素废水的污染特征 |
| 1.2.3 环境风险筛查和评估 |
| 1.3 研究思路、内容及意义 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 SPE-HPLC-UVD测定废水中抗生素方法的建立 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 试剂与标准品 |
| 2.2.2 材料与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 标准溶液和HPLC流动相的配制 |
| 2.3.2 样品的采集与保存 |
| 2.3.3 SPE预处理方法 |
| 2.3.4 HPLC测试方法 |
| 2.3.5 抗生素水溶液稳定性实验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 SPE条件优化 |
| 2.4.2 HPLC-UVD条件优化 |
| 2.4.3 抗生素水溶液的稳定性 |
| 2.5 方法的评价与验证 |
| 2.5.1 色谱分离度及标准曲线 |
| 2.5.2 仪器检出限、定量限与精密度 |
| 2.5.3 加标回收率 |
| 2.5.4 方法定量限 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 抗生素工业废水处理过程有机污染物的分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 采样和保存方法 |
| 3.3.2 常规污染物分析方法 |
| 3.3.3 残留抗生素分析方法 |
| 3.3.4 抗生素与有机污染物的相关性分析 |
| 3.3.5 有机污染物的分析方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 常规污染物分布特征 |
| 3.4.2 残留抗生素的分布特征 |
| 3.4.3 有机污染物的分布特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 抗生素工业废水中优先控制污染物筛查方法建立 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.2.1 试剂与标准品 |
| 4.2.2 材料与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 环境暴露赋值方法 |
| 4.3.2 毒性赋值筛查方法 |
| 4.3.3 生物蓄积性筛查赋值方法 |
| 4.3.4 生物持久性赋值方法 |
| 4.3.5 综合评分方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 环境暴露筛查结果 |
| 4.4.2 毒性筛查结果 |
| 4.4.3 生物蓄积性筛查结果 |
| 4.4.4 生物持久性筛查结果 |
| 4.4.5 优先控制污染物 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 主要符号对照表 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（2）改性PVC树脂对几种贵金属废液的整体回收过程研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铂族金属铂、钯、铑、铱的性质及应用 |
| 1.1.1 铂族金属铂、钯、铑、铱的性质 |
| 1.1.2 铂族金属铂、钯、铑、铱的应用 |
| 1.2 铂族金属的提取过程简介 |
| 1.3 水溶液中低浓度铂族金属铂、钯、铑、铱的富集方法概述 |
| 1.3.1 有机溶剂萃取 |
| 1.3.2 离子液体 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.4 超临界流体技术 |
| 1.3.5 固相萃取 |
| 1.3.6 树脂富集低浓度铂族金属铂、钯、铑、铱的发展 |
| 1.4 选题依据及意义 |
| 第二章 改性聚氯乙烯(PVC)树脂的性质及其对氯钯(Ⅱ)酸根的吸附研究 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 试剂、仪器及分析方法 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 原料与试剂 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 改性聚氯乙烯(PVC)树脂的合成条件优化、及表征 |
| 2.3.1 改性聚氯乙烯(PVC)树脂的合成方法 |
| 2.3.2 [PVC-im]Cl合成的优化 |
| 2.3.3 改性聚氯乙烯(PVC)树脂的表征 |
| 2.4 改性聚氯乙烯(PVC)树脂对Pd(Ⅱ)的吸附研究 |
| 2.4.1 p H值对Pd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 2.4.2 改性聚氯乙烯(PVC)树脂用量对Pd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 2.4.3 温度对Pd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 2.4.4 反应时间对Pd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 2.4.5 Cl~-浓度对Pd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 2.4.6 Pd(Ⅱ)初始浓度对吸附效果的影响 |
| 2.4.7 吸附动力学研究 |
| 2.4.8 吸附热力学研究 |
| 2.4.9 干扰离子对PdCl_4~(2-)吸附效率的影响 |
| 2.4.10 解吸附研究 |
| 2.5 改性PVC树脂与Pd(Ⅱ)结合产物的表征 |
| 2.5.1 [PVC-im]Cl-Pd、[PVC-Nim]Cl-Pd的扫描电镜及X射线能谱分析 |
| 2.5.2 红外谱图分析 |
| 2.5.3 热重分析 |
| 2.5.4 XPS能谱分析 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 改性PVC树脂对废水中微量贵金属的富集研究 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 试剂、仪器及分析方法 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 原料与试剂 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 废液的预处理 |
| 3.3.1 预处理沉淀剂的选择 |
| 3.3.2 pH值对废液中贵金属沉淀效果的影响 |
| 3.3.3 二甲基二硫代氨基甲酸钠用量对废液中贵金属沉淀效果的影响 |
| 3.3.4 温度对废液中贵金属沉淀效果的影响 |
| 3.3.5 时间对废液中贵金属沉淀效果的影响 |
| 3.4 沉淀物质表征 |
| 3.4.1 沉淀物质的扫描电镜及X射线能谱分析 |
| 3.4.2 沉淀物质的红外谱图分析 |
| 3.4.3 沉淀物质的热重分析 |
| 3.5 沉淀预处理后废液的吸附研究 |
| 3.5.1 改性PVC树脂[PVC-im]Cl的合成 |
| 3.5.2 H~+浓度对废液中贵金属吸附效果的影响 |
| 3.5.3 改性PVC树脂用量对废液中贵金属吸附效果的影响 |
| 3.5.4 温度对废液中贵金属吸附效果的影响 |
| 3.5.5 时间对废液中贵金属吸附效果的影响 |
| 3.5.6 吸附动力学研究 |
| 3.6 车间现场小试 |
| 3.7 柱分离实验 |
| 3.7.1 不同流速对吸附效果的影响 |
| 3.7.2 不同柱径比对吸附效果的影响 |
| 3.7.3 [PVC-im]Cl对干扰离子的吸附效果 |
| 3.7.4 [PVC-im]Cl吸附废液的SEM及 mapping分析 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）化学镀镍废液处理工艺的优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 危险废物的产生情况 |
| 1.1.1 危险废物污染防治总体方针 |
| 1.1.2 危险废物产生现状 |
| 1.2 化学镀镍废液的来源、危害和处理方法 |
| 1.2.1 化学镀镍废液的来源 |
| 1.2.2 化学镀镍废液的危害 |
| 1.2.3 化学镀镍废液的处理方法 |
| 1.3 蒸氨废水的来源、危害和处理方法 |
| 1.3.1 蒸氨废水的来源 |
| 1.3.2 蒸氨废水的危害 |
| 1.3.3 蒸氨废水的处理方法 |
| 1.4 研究的目标和方法 |
| 1.4.1 研究的目标和内容 |
| 1.4.2 研究的方法及技术路线 |
| 1.5 本章小结 |
| 第二章 惠州市某危废处置企业现状及运行情况 |
| 2.1 惠州市某危废处置企业概况 |
| 2.2 惠州市某危废处置企业工艺介绍(HW17、HW22和废水处理站) |
| 2.2.1 表面处理废物(HW17)处理工艺及流程 |
| 2.2.2 表面处理废物(HW17)处理主要生产设备 |
| 2.2.3 含铜废物(HW22)处理工艺及流程 |
| 2.2.4 含铜废物(HW22)处理主要生产设备 |
| 2.2.5 废水处理站处理工艺及流程 |
| 2.3 存在的问题及分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 处理工艺的确定 |
| 3.1 处理工艺选择的原则和要求 |
| 3.2 水质水量情况与处理思路分析 |
| 3.2.1 化学镀镍废液水质特征与处理思路分析 |
| 3.2.2 蒸氨废水水质特征与处理思路分析 |
| 3.2.3 综合处理思路分析 |
| 3.3 综合处理工艺分析与确定 |
| 3.3.1 方案A:折点氯化+活性污泥+高密度沉淀+纤维过滤 |
| 3.3.2 方案B:离子交换+活性炭+保安过滤+超滤+反渗透 |
| 3.3.3 方案C:鸟粪石+芬顿+重捕剂+精密过滤 |
| 3.3.4 方案比选 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 综合处理工艺实验 |
| 4.1 鸟粪石法预处理蒸氨废水 |
| 4.1.1 实验水样 |
| 4.1.2 实验所用试剂 |
| 4.1.3 实验所用仪器 |
| 4.1.4 实验所用检测方法 |
| 4.1.5 实验流程设计 |
| 4.1.6 最佳pH值 |
| 4.1.7 最佳反应时间 |
| 4.1.8 最佳投药比 |
| 4.1.9 最佳反应条件中试 |
| 4.2 芬顿法处理化学镀镍废液 |
| 4.2.1 实验水样 |
| 4.2.2 实验所用试剂 |
| 4.2.3 实验所用仪器 |
| 4.2.4 实验所用检测方法 |
| 4.2.5 实验流程设计 |
| 4.2.6 最佳稀释倍数 |
| 4.2.7 最佳投药比例 |
| 4.3 重捕剂深度除镍 |
| 4.3.1 实验水样 |
| 4.3.2 实验所用试剂 |
| 4.3.3 实验所用仪器 |
| 4.3.4 实验所用检测方法 |
| 4.3.5 实验流程设计 |
| 4.3.6 除镍药剂的选择 |
| 4.3.7 最佳投加剂量 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 综合处理工艺效益分析 |
| 5.1 环境效益 |
| 5.2 经济效益 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（4）黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 染料废水概述 |
| 1.1.1 染料简介 |
| 1.1.2 染料废水的特点及危害 |
| 1.2 染料废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 真菌活菌体脱色染料的研究概况 |
| 1.3.1 降解特性研究 |
| 1.3.2 降解机理研究 |
| 1.4 真菌非活性菌体脱色染料的研究概况 |
| 1.4.1 吸附特性研究 |
| 1.4.2 吸附机理研究 |
| 1.5 研究课题简介 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 本文主要工作 |
| 第二章 黄曲霉活菌体脱色多类型染料的基本特性 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 2.1.3 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 活菌体对染料的脱色 |
| 2.2.2 非活性菌体对染料的脱色 |
| 2.2.3 粗酶液对染料的脱色 |
| 2.2.4 不同初始p H对染料脱色的影响 |
| 2.2.5 染料初始浓度对染料脱色的影响 |
| 2.2.6 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黄曲霉A5p1 脱色染料种类的广谱性 |
| 2.3.2 黄曲霉A5p1 脱色染料的主要机制 |
| 2.3.3 不同初始p H对染料脱色的影响 |
| 2.3.4 初始染料浓度对染料脱色的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 黄曲霉活菌体对染料的降解机理研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种来源 |
| 3.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 3.1.3 实验试剂及设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 染料脱色实验 |
| 3.2.2 碳源对染料脱色的影响 |
| 3.2.3 温度对染料脱色的影响 |
| 3.2.4 脱色过程中的酶分析 |
| 3.2.5 酶抑制剂对染料脱色的影响 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 碳源对黄曲霉A5p1 降解染料的影响 |
| 3.3.2 温度对黄曲霉A5p1 降解染料的影响 |
| 3.3.3 黄曲霉A5p1 降解DB71 的酶系分析 |
| 3.3.4 黄曲霉A5p1 降解DB86 的酶系分析 |
| 3.3.5 黄曲霉A5p1 降解RB19 的酶系分析 |
| 3.3.6 黄曲霉A5p1 降解DB71 的产物分析 |
| 3.3.7 黄曲霉A5p1 降解DB86 的产物分析 |
| 3.3.8 黄曲霉A5p1 降解RB19 的产物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 黄曲霉活菌体应用于生物反应器脱色染料的效果研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种来源 |
| 4.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 4.1.3 实验试剂及设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 菌株对混合染料的脱色 |
| 4.2.2 菌体细胞的制备 |
| 4.2.3 生物反应器的运行 |
| 4.2.4 生物反应器稳定性考察 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 黄曲霉A5p1 对混合染料的脱色 |
| 4.3.2 生物反应器处理单一染料废水效果研究 |
| 4.3.3 生物反应器处理混合染料废水效果研究 |
| 4.3.4 进水负荷对生物反应器的影响 |
| 4.3.5 水力停留时间对生物反应器的影响 |
| 4.3.6 进水p H值对生物反应器的影响 |
| 4.3.7 连续改变反应条件进对生物反应器的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 黄曲霉非活性菌体对染料的吸附机理研究 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 菌种来源 |
| 5.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 5.1.3 实验试剂及设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 生物吸附剂的制备 |
| 5.2.2 吸附实验 |
| 5.2.3 数学模型 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 生物吸附剂预处理方式 |
| 5.3.2 温度对染料吸附的影响 |
| 5.3.3 染料浓度对吸附的影响 |
| 5.3.4 溶液p H值对染料吸附的影响 |
| 5.3.5 吸附机制 |
| 5.3.6 吸附等温线 |
| 5.3.7 吸附动力学 |
| 5.3.8 热力学参数 |
| 5.3.9 染料吸附位置 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
| 附录 |
| A.1 染料的分子结构 |
| A.2 染料降解前后紫外可见图谱 |
| A.3 染料降解产物质谱图 |
| A.4 黄曲霉生物反应器 |
| A.5 生物反应器停止时黄曲霉菌体的脱色能力 |
| A.6 符号说明 |
| A.7 菌体表面孔径及比表面积 |
（5）硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 混凝技术 |
| 1.2.1 混凝理论 |
| 1.2.1.1 压缩双电层 |
| 1.2.1.2 吸附电中和 |
| 1.2.1.3 吸附架桥 |
| 1.2.1.4 网捕卷扫 |
| 1.2.2 絮凝剂的分类及发展 |
| 1.2.2.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.2.2 有机絮凝剂 |
| 1.2.2.3 微生物絮凝剂 |
| 1.2.2.4 复合絮凝剂 |
| 1.3 无机-有机杂化絮凝剂的研究进展 |
| 1.3.1 无机-有机组分通过羟基缩合或羟基自由基引发聚合相连接 |
| 1.3.2 无机-有机组分通过离子键合连接 |
| 1.3.3 无机-有机组分通过共价键合连接 |
| 1.4 混凝强化处理焦化废水的研究进展 |
| 1.4.1 焦化废水概述 |
| 1.4.2 混凝工艺在焦化废水处理中的应用 |
| 1.4.2.1 混凝工艺在焦化废水预处理中的应用 |
| 1.4.2.2 混凝工艺在焦化废水深度处理中的应用 |
| 1.5 研究思路与内容 |
| 第二章 离子键合型硅铝杂化絮凝剂制备及混凝性能研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.2.1 硅酸聚合理论 |
| 2.1.2.2 杂化絮凝剂制备 |
| 2.1.2.3 实验水样 |
| 2.1.2.4 混凝实验 |
| 2.1.2.5 絮凝剂表征及水样分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 聚硅酸铝前驱体制备及优化 |
| 2.2.2 PASi-P(AM-ADB)结构形貌分析 |
| 2.2.2.1 FTIR分析 |
| 2.2.2.2 XRD分析 |
| 2.2.2.3 电导率分析 |
| 2.2.2.4 SEM分析 |
| 2.2.2.5 TEM分析 |
| 2.2.3 PASi-P(AM-ADB)对颗粒物/有机物模拟体系的作用研究 |
| 2.2.3.1 对高岭土/腐殖酸模拟废水的作用研究 |
| 2.2.3.2 对高岭土/苯酚模拟废水的作用研究 |
| 2.2.4 PASi-P(AM-ADB)对焦化废水的作用研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 共价键合型硅铝杂化絮凝剂制备及性能优化 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 杂化絮凝剂制备 |
| 3.1.2.2 实验水样 |
| 3.1.2.3 混凝实验 |
| 3.1.2.4 絮凝剂表征及水样分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 PAAP结构形貌分析 |
| 3.2.1.1 FTIR分析 |
| 3.2.1.2 XRD分析 |
| 3.2.1.3 SEM分析 |
| 3.2.1.4 TEM分析 |
| 3.2.2 PAAP稳定性能研究 |
| 3.2.3 PAAP对颗粒物/有机物模拟体系的作用研究 |
| 3.2.3.1 对高岭土/腐殖酸模拟废水的作用研究 |
| 3.2.3.2 对高岭土/苯酚模拟废水的作用研究 |
| 3.2.4 PAAP对焦化废水的作用研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 杂化絮凝剂靶向去除焦化废水有机物机制 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.2.1 焦化废水水样 |
| 4.2.2.2 混凝实验 |
| 4.2.2.3 有机物分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 焦化废水亲疏水性有机组分的去除 |
| 4.2.2 焦化废水UV-Vis特征吸收有机物的去除 |
| 4.2.3 焦化废水荧光特性物质的去除 |
| 4.2.4 焦化废水主要有机成分的去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 杂化絮凝剂与Fe_3O_4耦合强化处理焦化废水工艺研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.2.1 实验水样 |
| 5.1.2.2 混凝实验 |
| 5.1.2.3 Fe_3O_4回收 |
| 5.1.2.4 水样及絮体分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 磁混凝处理焦化废水效果 |
| 5.2.1.1 Fe_3O_4投加量的影响 |
| 5.2.1.2 投加顺序的影响 |
| 5.2.2 絮体特性 |
| 5.2.2.1 絮体强度、破碎恢复能力及密实程度 |
| 5.2.2.2 絮体沉降性能 |
| 5.2.2.3 絮体形貌 |
| 5.2.3 Fe_3O_4回收循环利用 |
| 5.2.4 混凝机理探究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 论文的主要结论 |
| 6.2 论文的主要创新点 |
| 6.3 今后工作的建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况 |
（6）聚偏氟乙烯功能分离膜的设计制备及其去除重金属效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属的危害性 |
| 1.3 水体中重金属污染物的处理方法 |
| 1.3.1 化学法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 膜分离技术在重金属废水处理中的应用现状 |
| 1.4.1 液膜法 |
| 1.4.2 电渗析 |
| 1.4.3 微滤 |
| 1.4.4 超滤 |
| 1.4.5 纳滤 |
| 1.4.6 反渗透 |
| 1.4.7 正渗透 |
| 1.5 聚偏氟乙烯分离膜改性研究进展 |
| 1.5.1 表面涂覆 |
| 1.5.2 化学接枝 |
| 1.5.3 物理共混 |
| 1.6 本文的选题目的和意义 |
| 1.7 本文的研究内容和创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 创新点 |
| 第2章 实验方法及理论 |
| 2.1 实验试剂和设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 功能分离膜的物理化学表征 |
| 2.2.2 功能分离膜的特性表征 |
| 2.2.3 膜的耐污染性能评价 |
| 2.2.4 静态吸附实验 |
| 2.2.5 动态吸附实验 |
| 2.3 吸附理论 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 等温吸附模型 |
| 2.3.3 热力学吸附研究 |
| 2.3.4 动态吸附模型 |
| 2.4 密度泛函理论计算 |
| 2.4.1 计算软件简介 |
| 2.4.2 DFT计算细节 |
| 2.4.3 DFT化学反应参数、吸附能和过渡态计算 |
| 第3章 载带氨基膦酸基团的PVDF功能分离膜制备及其对重金属吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 载带氨基膦酸官能团的PVDF功能分离膜的制备和表征 |
| 3.2.1 PVDF功能分离膜的制备 |
| 3.2.2 分离膜的表征 |
| 3.2.3 膜性能评价 |
| 3.3 静态吸附试验研究 |
| 3.3.1 对重金属离子吸附能力评价 |
| 3.3.2 对Pb~(2+)吸附性能影响因素分析 |
| 3.3.3 吸附动力学分析 |
| 3.3.4 等温吸附模型分析 |
| 3.3.5 吸附热力学分析 |
| 3.4 对Pb~(2+)动态吸附试验研究 |
| 3.4.1 流速影响分析 |
| 3.4.2 膜堆厚度影响分析 |
| 3.4.3 初始浓度影响分析 |
| 3.4.4 穿透曲线分析 |
| 3.5 再生性能评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 共同载带氨基膦酸和氨基羧酸的PVDF功能分离膜制备及其对重金属吸附性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 功能分离膜的制备和表征 |
| 4.2.1 膜的制备 |
| 4.2.2 膜的表征 |
| 4.2.3 膜性能评价 |
| 4.3 静态吸附试验研究 |
| 4.3.1 对重金属离子吸附能力评价 |
| 4.3.2 吸附Pb~(2+)的影响因素分析 |
| 4.3.3 吸附动力学分析 |
| 4.3.4 吸附等温模型分析 |
| 4.3.5 吸附热力学分析 |
| 4.4 吸附Pb~(2+)动态试验研究 |
| 4.4.1 流速影响分析 |
| 4.4.2 膜堆厚度影响分析 |
| 4.4.3 初始浓度影响分析 |
| 4.4.4 穿透曲线分析 |
| 4.5 再生性能评价 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 化学接枝氨基羧酸的PVDF功能分离膜制备及其对重金属吸附性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 功能分离膜的制备和表征 |
| 5.2.1 化学接枝氨基羧酸的PVDF功能分离膜的制备 |
| 5.2.2 功能分离膜的表征 |
| 5.2.3 膜性能评价 |
| 5.3 静态吸附试验研究 |
| 5.3.1 对重金属离子吸附能力评价 |
| 5.3.2 吸附Pb~(2+)的影响因素分析 |
| 5.3.3 吸附动力学分析 |
| 5.3.4 等温吸附模型分析 |
| 5.3.5 吸附热力学分析 |
| 5.4 吸附Pb~(2+)动态试验研究 |
| 5.4.1 流速影响分析 |
| 5.4.2 膜堆厚度影响分析 |
| 5.4.3 初始浓度影响分析 |
| 5.4.4 穿透曲线分析 |
| 5.5 再生性能评价 |
| 5.6 制备的三种PVDF功能分离膜对模拟实际废水的处置 |
| 5.6.1 三种PVDF功能分离膜对模拟铅酸蓄电池废水的处置 |
| 5.6.2 三种PVDF功能分离膜对模拟电镀镍漂洗废水的处置 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 聚偏氟乙烯功能分离膜吸附重金属离子密度泛函理论计算研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 载带氨基膦酸基团的PVDF功能分离膜吸附Ni~(2+)DFT理论计算 |
| 6.2.1 氨基膦酸复合螯合官能基团结构分析 |
| 6.2.2 氨基膦酸复合螯合官能基团吸附Ni~(2+)DFT理论计算 |
| 6.3 化学接枝氨基羧酸的PVDF功能分离膜吸附Pb~(2+)DFT理论计算 |
| 6.3.1 PVDF中官能基团引入历程 |
| 6.3.2 吸附Pb~(2+)DFT理论计算 |
| 6.4 吸附Pb~(2+)过渡态的计算 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
（7）煤化工浓盐水蒸发中吡啶系含氮化合物致焦机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 煤化工浓盐水特性及对水环境造成的影响 |
| 1.2.1 煤化工浓盐水的来源 |
| 1.2.2 煤化工浓盐水的危害 |
| 1.2.3 含氮杂环化合物及其性质 |
| 1.2.4 煤化工浓盐废水的主要处理技术 |
| 1.3 含氮杂环化合物在热蒸发中结焦的国内外研究现状 |
| 1.3.1 结焦机理一·氧化缩合 |
| 1.3.2 结焦机理二·焦化缩合 |
| 1.3.3 结焦机理三·裂解缩合 |
| 1.3.4 相关领域的焦油结构表征 |
| 1.3.5 已有研究中的不足 |
| 1.4 本课题的研究目的、内容及意义 |
| 1.4.1 本课题的研究目的 |
| 1.4.2 本课题的研究意义 |
| 1.4.3 本课题主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验试剂 |
| 2.1.1 标准品 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器及装置 |
| 2.2.1 蒸发结焦实验装置及方法 |
| 2.2.2 氧化降解试验装置及方法 |
| 2.2.3 试验仪器 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 焦油样品的SEM测定 |
| 2.3.2 焦油样品的ATR测定 |
| 2.3.3 焦油样品的GPC测定 |
| 2.3.4 焦油样品的GC-MS测定 |
| 2.3.5 焦油的溶解性测定 |
| 2.3.6 紫外可见分光光度法测定2,6-二氯吡啶浓度 |
| 2.3.7 2 ,6-二氯吡啶降解样品的TOC值测定 |
| 2.3.8 2 ,6-二氯吡啶降解速率及光量子产率的计算 |
| 3 吡啶及几种吡啶衍生物的结焦条件及机理研究 |
| 3.1 焦油的产生条件研究 |
| 3.1.1 酸、醇、醛和酚类物质对结焦的影响 |
| 3.1.2 pH对结焦率的影响 |
| 3.1.3 温度对结焦率的影响 |
| 3.1.4 浓缩倍数对结焦率的影响 |
| 3.2 焦油的表征分析结果与讨论 |
| 3.2.1 焦油样的溶解性分析 |
| 3.2.2 SEM表征分析 |
| 3.2.3 GPC表征分析 |
| 3.2.4 ATR表征分析 |
| 3.2.5 GC-MS表征分析 |
| 3.3 结焦途径及机理分析 |
| 3.4 其他含氮杂环化合物对吡啶结焦的影响 |
| 3.4.1 喹啉对吡啶结焦的影响 |
| 3.4.2 吲哚对吡啶结焦的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 UV/H_2O_2对典型吡啶类物质的降解研究 |
| 4.1 2 ,6-二氯吡啶降解效果评价 |
| 4.2 UV/H_2O_2对2,6-二氯吡啶的降解研究 |
| 4.2.1 H_2O_2投加量对降解的影响 |
| 4.2.2 底物浓度对降解的影响 |
| 4.2.3 pH对降解的影响 |
| 4.2.4 无机阴离子的影响 |
| 4.2.5 NOM的影响 |
| 4.2.6 吡啶环上不同取代基对降解效果的影响 |
| 4.2.7 2 ,6-二氯吡啶在实际水样中的降解 |
| 4.3 2 ,6-二氯吡啶的降解过程及机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 UV/H_2O_2对吡啶系含氮化合物热蒸发结焦的抑制效果评价 |
| 5.1 结焦率变化 |
| 5.2 预处理后焦油的表征分析 |
| 5.2.1 焦油的溶解性变化分析 |
| 5.2.2 焦油的形貌特性分析 |
| 5.2.3 焦油的分子量分布分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（8）催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.1 煤化工产业的重要性和制约因素 |
| 1.1.2 煤化工废水的来源 |
| 1.1.3 煤化工废水的处理现状 |
| 1.1.4 煤化工废水二级出水处理存在的问题 |
| 1.2 催化臭氧氧化技术研究进展 |
| 1.2.1 臭氧氧化技术的特点及局限性 |
| 1.2.2 催化臭氧氧化技术的应用 |
| 1.2.3 MgO催化臭氧氧化的研究 |
| 1.3 A/O-MBR工艺研究进展 |
| 1.3.1 A/O-MBR工艺特点 |
| 1.3.2 A/O-MBR工艺研究现状 |
| 1.4 催化臭氧氧化与A/O-MBR工艺联用的可行性 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 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 试验方法 |
| 2.2.1 催化剂的制备 |
| 2.2.2 组合工艺处理废水小试试验 |
| 2.2.3 组合工艺处理废水中试试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标测定 |
| 2.3.2 中间产物的测定 |
| 2.3.3 液相臭氧浓度的测定 |
| 2.3.4 臭氧转移率和臭氧利用率的测定 |
| 2.3.5 脱氢酶活性和废水急性生物毒性的测定 |
| 2.3.6 胞外聚合物和溶解性微生物产物的测定 |
| 2.3.7 催化剂的表征 |
| 2.3.8 中试微生物群落结构分析 |
| 第3章 纳米MgO催化臭氧氧化处理废水效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 纳米MgO的制备和表征 |
| 3.2.1 催化剂的选择 |
| 3.2.2 催化剂制备条件的优化 |
| 3.2.3 催化剂的表征 |
| 3.3 催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水的影响因素 |
| 3.3.1 进气臭氧浓度的影响 |
| 3.3.2 催化剂投量的影响 |
| 3.3.3 催化臭氧氧化处理废水效能 |
| 3.4 催化臭氧氧化去除废水中典型特征污染物效能 |
| 3.4.1 臭氧氧化对纯水中含氮杂环有机物的去除效能 |
| 3.4.2 臭氧与含氮杂环有机物反应速率常数的确定 |
| 3.4.3 催化臭氧氧化对废水中含氮杂环有机物的去除效能 |
| 3.4.4 催化臭氧氧化过程含氮杂环有机物的去除途径 |
| 3.5 催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水机理研究 |
| 3.5.1 催化臭氧氧化过程的臭氧传质 |
| 3.5.2 pH对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.3 叔丁醇对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.4 磷酸盐对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.5 催化臭氧氧化机理 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理废水效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 A/O-MBR工艺处理煤化工废水二级出水效能研究 |
| 4.2.1 A/O-MBR工艺的启动 |
| 4.2.2 A/O-MBR工艺运行条件的优化 |
| 4.2.3 A/O-MBR工艺处理废水效能 |
| 4.3 催化臭氧氧化过程废水可生化性和急性生物毒性的变化 |
| 4.4 催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺处理废水效能研究 |
| 4.4.1 催化臭氧氧化时间的优化 |
| 4.4.2 A/O-MBR工艺HRT的优化 |
| 4.4.3 组合工艺污染物去除研究 |
| 4.4.4 组合工艺耐酚能力研究 |
| 4.5 催化臭氧氧化对A/O-MBR的影响 |
| 4.5.1 催化臭氧氧化对A/O-MBR污泥性质的影响 |
| 4.5.2 催化臭氧氧化对A/O-MBR膜污染的减缓 |
| 4.6 组合工艺对废水有毒难降解污染物去除机理探讨 |
| 4.7 催化剂的稳定性 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理废水中试效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 催化臭氧氧化工艺的运行 |
| 5.2.1 催化臭氧氧化进气臭氧浓度的调控策略 |
| 5.2.2 催化臭氧氧化体系的臭氧传质 |
| 5.2.3 催化臭氧氧化对废水急性生物毒性和脱氢酶活性的改善 |
| 5.3 中试A/O-MBR工艺的启动 |
| 5.4 组合工艺废水处理效能分析 |
| 5.5 催化臭氧氧化在组合工艺中的作用评估 |
| 5.5.1 MLVSS和 SVI分析 |
| 5.5.2 混合液EPS和 SMP分析 |
| 5.5.3 膜组件TMP分析 |
| 5.5.4 中试微生物群落结构分析 |
| 5.6 中试催化剂稳定性 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）二氧化硅复合干凝胶的制备及其在含镍废水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多孔SiO_2材料 |
| 1.2 多孔SiO_2材料的制备 |
| 1.2.1 影响正硅酸乙酯水解缩聚反应的因素 |
| 1.2.2 催化剂种类对反应过程及SiO_2凝胶结构的影响 |
| 1.3 有机胺催化正硅酸乙酯水解缩合制备SiO_2材料 |
| 1.3.1 有机胺的特性 |
| 1.3.2 有机胺在SiO_2合成过程中的作用 |
| 1.4 含镍废水的处理 |
| 1.4.1 含镍废水的来源及危害 |
| 1.4.2 含镍废水的处理原理及方法 |
| 1.5 本课题的提出 |
| 1.6 论文的主要研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验所用试剂与仪器 |
| 2.2 实验过程 |
| 2.2.1 二氧化硅凝胶的合成 |
| 2.2.2 利用二氧化硅复合凝胶去除模拟废水中的镍离子 |
| 2.2.3 利用二氧化硅复合凝胶去除实际废水中的镍离子 |
| 2.3 实验数据处理 |
| 2.3.1 丁二酮肟分光光度法测定镍离子浓度 |
| 2.3.2 镍离子去除率的计算公式 |
| 2.4 测试分析与表征 |
| 第三章 添加有机胺合成的二氧化硅凝胶及其表征 |
| 3.1 添加有机胺合成的凝胶组成与结构分析 |
| 3.1.1 SEM分析 |
| 3.1.2 FTIR分析 |
| 3.1.3 有机元素分析 |
| 3.1.4 XPS分析 |
| 3.1.5 NMR分析 |
| 3.1.6 TG-DSC分析 |
| 3.1.7 N_2等温吸附分析 |
| 3.1.8 含有机胺的凝胶在水中pH值的变化 |
| 3.2 添加不同量丁胺合成的凝胶组成与结构的分析 |
| 3.2.1 有机元素分析 |
| 3.2.2 N_2等温吸附分析 |
| 3.2.3 TG-DSC分析 |
| 3.2.4 合成过程中丁胺用量对合成凝胶在水中pH的影响 |
| 3.3 不同有机胺在凝胶的合成过程中的作用机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 二氧化硅干凝胶用于去除模拟含镍废水中的镍离子 |
| 4.1 凝胶去除水中镍离子的过程分析 |
| 4.1.1 反应时间的影响 |
| 4.1.2 凝胶用量的影响 |
| 4.1.3 凝胶的重复利用 |
| 4.2 沉淀物的表征 |
| 4.2.1 沉淀物的SEM和 TEM分析 |
| 4.2.2 沉淀物煅烧前后的红外分析 |
| 4.2.3 沉淀物的热分析 |
| 4.2.4 沉淀物的XRD分析 |
| 4.3 凝胶除去水中镍离子机理分析 |
| 4.4 处理后回收液合成凝胶 |
| 4.4.1 处理后回收液合成凝胶的合成过程 |
| 4.4.2 处理后回收液合成凝胶的表征分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 实际废水中的镍的去除 |
| 5.1 预处理过程对实际废水中镍的去除效率的影响 |
| 5.1.1 预处理剂种类的影响 |
| 5.1.2 预处理剂用量的影响 |
| 5.1.3 预处理时间的影响 |
| 5.1.4 二氧化硅凝胶再处理含镍废液 |
| 5.2 实际含镍废液处理后的回收液合成凝胶及其表征 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 产油微生物与油脂酵母研究现状 |
| 1.2.1 产油微生物 |
| 1.2.2 油脂酵母 |
| 1.3 絮凝剂与微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机高分子絮凝剂 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂 |
| 1.4 糖蜜和啤酒生产废水的资源化利用 |
| 1.4.1 糖蜜作为廉价发酵基质 |
| 1.4.2 啤酒生产废水的资源化利用 |
| 1.5 课题研究的目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.2 技术路线及创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器设备及试剂 |
| 2.1.1 实验所用菌株 |
| 2.1.2 实验所用仪器设备 |
| 2.1.3 实验所用试剂 |
| 2.1.4 实验所用培养基和废水 |
| 2.2 油脂酵母采收实验 |
| 2.2.1 发酵丝孢酵母的培养 |
| 2.2.2 发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 2.2.3 絮凝剂采收发酵丝孢酵母 |
| 2.3 絮凝剂絮凝油脂酵母机理的分析方法 |
| 2.3.1 絮凝剂组分及元素分析 |
| 2.3.2 红外光谱分析 |
| 2.3.3 Zeta电位分析 |
| 2.3.4 吸附动力学分析 |
| 2.3.5 吸附热力学分析 |
| 2.3.6 扫描电镜分析 |
| 2.4 絮凝剂对油脂酵母组分与微生物油脂影响的评价方法 |
| 2.4.1 热重分析 |
| 2.4.2 微生物油脂分析 |
| 2.4.3 热解分析 |
| 第3章 糖蜜发酵M2-1 生产絮凝剂采收油脂酵母 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 糖蜜发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 3.3 M2-1 糖蜜絮凝剂采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 3.4 M2-1 糖蜜产絮发酵液采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 3.5 M2-1 糖蜜产絮发酵液采收糖蜜培养的油脂酵母 |
| 3.5.1 糖蜜培养基培养发酵丝孢酵母 |
| 3.5.2 采收糖蜜培养基培养的发酵丝孢酵母 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 高浓度啤酒废水发酵M2-1 生产絮凝剂采收油脂酵母 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 高浓度啤酒废水发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 4.2.1 废水浓度的影响 |
| 4.2.2 营养元素的影响 |
| 4.3 刺孢小克银汉霉与M2-1 联合生产絮凝剂 |
| 4.3.1 刺孢小克银汉霉与M2-1 共培养 |
| 4.3.2 刺孢小克银汉霉与M2-1 联合培养 |
| 4.3.3 刺孢小克银汉霉对高浓度啤酒废水的脱毒作用 |
| 4.4 刺孢-M2-1 联合絮凝剂采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 4.5 刺孢-M2-1 联合产絮发酵液采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 4.6 刺孢-M2-1 联合产絮发酵液采收高浓度啤酒废水中油脂酵母 |
| 4.6.1 高浓度啤酒废水培养发酵丝孢酵母 |
| 4.6.2 采收高浓度啤酒废水培养的发酵丝孢酵母 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 絮凝剂絮凝油脂酵母的机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 絮凝剂的组分分析 |
| 5.3 絮凝剂的元素分析 |
| 5.4 絮凝剂中-PO_4~(3-)基团的作用分析 |
| 5.5 絮凝剂的红外光谱分析 |
| 5.6 絮凝剂与油脂酵母的Zeta电位分析 |
| 5.7 絮凝剂对油脂酵母的吸附动力学分析 |
| 5.8 絮凝剂对油脂酵母的吸附热力学分析 |
| 5.9 絮凝剂与油脂酵母的扫描电镜分析 |
| 5.10 本章小结 |
| 第6章 絮凝剂对油脂酵母组分及微生物油脂的影响评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 絮凝前后油脂酵母的热重分析 |
| 6.3 絮凝剂对微生物油脂的影响 |
| 6.3.1 絮凝剂对油脂产量和油脂含量的影响 |
| 6.3.2 絮凝剂对微生物油脂脂肪酸组成的影响 |
| 6.4 絮凝剂对油脂酵母热解产物的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、氨基废水预处理研究（论文参考文献）
- [1]β-内酰胺类抗生素废水有机物污染特征和筛查研究[D]. 孔瑜. 上海第二工业大学, 2021
- [2]改性PVC树脂对几种贵金属废液的整体回收过程研究[D]. 丁艳. 兰州大学, 2021(09)
- [3]化学镀镍废液处理工艺的优化[D]. 钟捷. 华南理工大学, 2020(05)
- [4]黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究[D]. 程宁. 广西大学, 2020
- [5]硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究[D]. 王淑军. 山西大学, 2020
- [6]聚偏氟乙烯功能分离膜的设计制备及其去除重金属效能研究[D]. 王秀丽. 燕山大学, 2020(01)
- [7]煤化工浓盐水蒸发中吡啶系含氮化合物致焦机理研究[D]. 邬东. 内蒙古科技大学, 2020(12)
- [8]催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究[D]. 朱昊. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [9]二氧化硅复合干凝胶的制备及其在含镍废水处理中的应用[D]. 汪睿林. 济南大学, 2020(01)
- [10]糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究[D]. 乔楠. 吉林大学, 2020(08)