一、电沉积-生物膜复合工艺处理含Cr~(3+)废水（论文文献综述）
李艳红[1]（2020）在《有机-无机杂化SiO2阳离子交换膜的制备、表征与应用研究》文中认为高浓度含氯重金属废水毒性高、具有长期延续性、水质水量波动大。大量排放不仅严重影响生态环境而且危害人类健康。采用传统工艺电解回收含氯废水中的重金属时,在阳极产生大量的Cl2,对环境造成严重的污染。为了避免Cl2造成的污染,采用碱液进行吸收,造成资源的大量浪费。若将“双膜三室”工艺应用于高浓度含氯重金属废水的电解过程中,不仅能够回收重金属,而且在中隔室中回收HCl,既抑制了Cl2的产生又可以对回收的HCl循环利用。阳离子交换膜是“双膜三室”工艺的关键部件。由于市售普遍使用的经济性能较好的聚苯乙烯商品阳离子交换膜存在氧化稳定性差和选择透过性低等问题,使其在实际应用中,使用寿命较短,频繁更换膜造成经济的损失。针对该问题,论文提出了制备具有Si-O-Si键的阳离子交换膜,旨在通过溶胶-凝胶法制备一种氧化稳定性好以及选择透过性能高的阳离子交换膜（Cation exchange membrane,简称CEM）。通过基本性能（吸水率、离子交换容量、耐破度、迁移数、膜厚度、选择透过性）、扫描电镜（Scanning electron microscope,简称SEM）、傅里叶红外光谱（Fourier transform infrared,简称FTIR）和电化学性能（膜电位和膜面积电阻）表征对膜的性能进行评价。实验中,将6wt%的聚乙烯醇（Polyvinyl alcohol,简称PVA）基的PVA/SiO2-6膜、2.0wt%的苯磺酸甜菜碱（[2-（Methacryloyloxy）ethyl]dimethyl-（3-sulfopropyl）ammonium hydroxide,简称SBMA）接枝的PVA/SiO2/SBMA-6-2.0膜、聚偏氟乙烯（Polyvinylidene fluoride,简称PVDF）基的PVDF/SiO2-6膜和商品苯乙烯HH-1膜应用于“双膜三室”工艺用于高浓度Co Cl2溶液的电解,最后建立了阳离子通过阳离子交换膜的迁移模型,并采用循环伏安曲线和计时电位曲线对实验的数据和结果进行验证。主要研究的内容和结论如下:（1）确定了PVA/SiO2膜制备机理,并通过“溶胶-凝胶（？）基膜（？）交联（？）氧化”的技术路线制备了PVA/SiO2膜,研究了不同PVA质量分数（2%、4%、6%、8%、10%）对膜性能的影响,结果表明,当PVA质量分数为6%时,PVA/SiO2-6膜的性能最好。与商品HH-1膜相比,选择透过性高出7.21%,40℃下氧化12h的重量损失高出5.19%,膜面积电阻降低了11.2Ω·cm2。说明PVA/SiO2-6膜在应用过程中能耗低,但氧化稳定性依然较差。（2）针对PVA/SiO2-6膜存在的问题,采用掺杂纳米Zr O2、浸润导电聚苯胺（Polyaniline,简称PAn）、等离子体接枝SBMA对膜进行改性,研究了不同改性物质的质量对改性后膜性能的影响。结果表明,三种改性方法都能提高膜的性能,但对氧化稳定性的改善效果最明显的是等离子体接枝SBMA、其次是浸润导电PAn,最后是掺杂纳米Zr O2,说明SBMA被成功接枝到PVA/SiO2-6膜的表面。当SBMA质量分数为2.0%时,PVA/SiO2/SBMA-6-2.0膜的性能最好。与PVA/SiO2-6膜相比,选择透过性提高了14.14%,膜面积电阻降低了0.4Ω·cm2、40℃氧化12h重量损失降低了0.62%、80℃氧化12h重量损失由未改性的完全溶解,提高到重量损失为71.19%。与商品HH-1膜相比,选择透过性高出21.35%,膜面积电阻降低了11.6Ω·cm2、40℃氧化12h重量损失高出4.57%、80℃氧化12h重量损失高出10.02%。虽然氧化稳定性还未能达到理想的效果,但是选择透过性明显提高,在一定程度上提高了氯离子的阻挡率,进而防止阳离子交换膜被破坏。（3）确定了PVDF/SiO2膜制备机理,并制备了PVDF/SiO2膜。研究了不同原硅酸四乙酯（Tetraethyl orthosilicate,简称TEOS）和3-巯丙基三乙氧基硅烷（3-Mercaptopropyl triethoxysilane,简称MPTES）物质量比的情况下膜的性能。研究表明,当n TEOS:n MPTES=1:6时,制备的PVDF/SiO2-6膜的性能最好。制备的膜选择透过性略高于商品HH-1膜,但高温下的氧化稳定性明显优于商品膜和其他PVA基的膜。（4）建立了阳离子通过阳离子交换膜的五步迁移模型:1)离子在液膜中的预脱水;2)反离子进入,同离子排斥;3)在膜中的迁移;4)二次吸附;5)在液膜中产生水合离子,并采用循环伏安曲线对该模型进行验证。结果表明,离子通过阳离子交换膜的五步正好与循环伏安曲线五个部分对应,且循环伏安曲线对应窗口的大小能够反应离子交换膜选择透过性的高低。循环伏安窗口越窄说明膜的选择透过性越高。循环伏安窗口从窄到宽的顺序是:PVA/SiO2/SBMA-6-2.0、PVA/SiO2-6、PVDF/SiO2-6、HH-1,与膜的选择透过性从高到低的顺序一致。（5）计时电位曲线能表征膜的部分性能。通过计时电位曲线分析,不同膜计时电位曲线稳态电压值从高到低的顺序为:HH-1、PVDF/SiO2-6、PVA/SiO2-6和PVDF/SiO2/SBMA-6-2.0膜,与膜的面积电阻保持一致。且曲线形状和曲线的导数曲线对应的不为零的时间间隔大小,能够反应膜的均质性、官能团和电流线的分布情况,表明计时电位曲线能够用于评价离子交换膜的性能。（6）PVA/SiO2/SBMA-6-2.0、PVA/SiO2-6、PVDF/SiO2-6和HH-1膜应用于“双膜三室”钴回收工艺中。在电流密度为190A/m2～220A/m2的范围内,三种制备的膜槽电压、能耗和Cl-泄漏率均低于商品HH-1膜。从Cl-泄漏率来看,当电流密度超过210A/m2时,由于PVDF/SiO2-6膜氧化稳定性好,破损小。Cl-泄漏率增长幅度很小,而其他三种膜的氧化稳定性较差,导致Cl-泄漏率涨幅较大。因此,进一步证明,PVDF/SiO2-6膜可能更适合用于“双膜三室”高浓度氯化钴电解回收工艺中。
李洋[2]（2020）在《金属表面处理废水净化方法研究》文中提出社会生活水平的提高对金属表面处理技术提出了更高的要求。近年来出现的锌镍合金、化学镀等新镀种及镀件也给污水处理带来了新的难题。例如,锌镍合金电镀过程中,由于锌镍离子在溶液中的平衡点难以控制,往往会在镀液中加入大量助剂以维持反应平衡,导致该类电镀废水COD较高,可生物降解性差,处理难度大。化学镀镍废水成分复杂,包含络合剂、次磷酸盐、pH缓冲剂等多种物质,络合剂会与镍离子结合形成高稳定络合物,因此重金属难以通过常规技术去除。镀件退镀通常采用硝酸,高浓度硝酸盐废水的达标处理也成为金属表面处理行业的老大难问题。因此,本论文重点针对上述实际废水中COD、重金属、总磷、硝酸盐氮的脱除开展研究。首先,采用生物法对锌镍合金电镀废水中COD进行处理。研究表明,芬顿氧化可提高废水可生化性,芬顿预处理+生物处理的组合工艺COD总去除率可稳定在85%以上。为确保废水排放COD满足《电镀污染物排放标准》（GB21900-2008）表三的要求,本论文开发了二次芬顿与生物处理相结合的方法,大幅缩短污泥驯化周期,进一步提高COD去除效果,最终出水可达到50 mg/L的排放要求。采用正交试验设计和重点因素研究相结合的方式对化学镀镍废液中络合镍的有效去除手段与影响因素进行了探究。H2O2氧化法可有效去除化学镀镍实际废水中的镍,最佳去除率为98.43%,超声可缩短达到最佳去除效果所需时间。同时发现,废水环境会较大程度影响直接沉淀法、H2O2氧化法、超声+H2O2法对镍的去除效果与去除规律。芬顿对实际废水中镍的去除率稳定在90%以上,影响因素的重要性排序依次为反应时间、反应温度、ρ(Fe2+)/ρ（H2O2）、H2O2投加量。最佳去除条件为,H2O2投加量为3 m L/L,FeSO4·7H2O/H2O2为1.6g/m L,反应温度为40°C,反应时间为1h。其次,论文采用FeSO4作为还原剂快速去除废水中的铬。通过正交试验确定影响铬去除的主要因素为FeSO4投加量,其次是反应pH值,最后是反应时间。当铬浓度较高时,pH的重要性降低,反应时间的影响程度增强。对于化学镀镍废水中次磷酸盐等含磷污染物,论文开展了磷与镍同步去除方法的研究。研究发现,实现化学镀镍废水中磷与镍的同步去除,重点在于实现磷的转化。芬顿法与次氯酸盐氧化法均可实现化学镀镍废水中磷与镍的同步达标。最佳氧化剂为次氯酸钙,无需调节溶液pH值,即可实现磷与镍的快速脱除。对于退镀产生的高浓度硝酸盐废水,通过比较,采用朗盛M800型凝胶强碱型阴离子交换树脂处理高浓度NO3-,并对去除效果与再生过程进行研究。高浓度NO3-的去除效果受流速、树脂体积、重金属离子等因素的影响。采用NaCl或添加Na OH的复合再生剂均可实现对树脂的再生。其中20%NaCl+3.2%Na OH的复合再生剂再生性能最为理想。Cl-相对NO3-浓度的降低是导致再生剂回用效果差的主要原因。利用回用再生剂初始阶段较理想的再生能力对树脂进行分步再生,可充分发挥再生剂中有效成分Cl-的再生作用,节省再生剂使用量。
鲁捷[3]（2019）在《生活污水的生物电化学组合工艺性能研究》文中研究说明利用活性污泥短时吸附污染物的特点,构建活性污泥-电化学组合处理工艺,降低水力停留时间,提高经济效益。实验采取连续进水模式,先经过生物处理,接着进入电化学阶段,实现短时脱氮除磷及去除COD的目的。实验生物阶段选用传统的活性污泥法,电化学处理主要利用电化学氧化工艺,探究不同条件下对污水处理效果的影响,确定组合条件并优化处理工艺。研究首先根据活性污泥对污水处理的工艺特性和有机物与氮磷的去除原理,设计不同的工艺运行条件,分析活性污泥对污水处理效果的影响,其中结合污水的水质分析重点探讨反应器水力停留时间对处理效果的影响,在可行的范围内缩短生物反应的停留时间,以减小处理构筑物的容积。其次根据活性污泥对污水的处理效果,构建电化学反应设施及方案。在电化学处理中结合电化学的工艺特性,主要设计采用Fe等金属阳极体系与DSA等阳极体系的不同的工艺方案,分析两种不同工艺方案条件下反应系统对污水的强化处理效果,确定适合的工艺措施。研究表明,根据工艺方案的设计调整,可适度减小生物处理的停留时间,活性污泥阶段的水力停留时间设定为3 h,COD、氨氮、总磷的去除率分别为79.3%、49.7%、64.4%,表明缩短水力停留时间,会使得氨氮的去除率较低。电化学进一步强化对污水的处理效果。当Fe为阳极时,随着电流密度的增加,污染物的去除率随之提高,pH为碱性时,COD与总磷去除效果更好,pH=8时去除率最高,此时COD去除率为76.9%,总磷去除率为85.7%。Al做阳极时,COD与总磷去除率分别为84.5%、99.4%,相比于Fe电极去除率更高。DSA阳极体系,水体中的氯离子浓度、电流密度、停留时间是影响有机物与氨氮电化学氧化的主要因素,氯离子浓度越大,有效氯的浓度越大,对污水的处理越充分,在该体系条件下,对污水中COD、氨氮、总磷的去除率分别为80.7%、85.4%、25.4%,电化学处理有效的强化了污水的脱氮除磷效果。分析电化学中氮的转化过程及氧化产物,发现N2为主要的生成产物,转化率最高可达到85.16%。DSA 阳极的性能测试表明,不同的DSA其电化学性能不同,Ti/RuO2-Ir02与Ti/RuO2-IrO2-SnO2-Sb2O5都有着较高的析氯催化活性,且 Ti/RuO2-IrO2-Sn02-Sb2O5 有着更好的催化氧化特性,作为DSA电化学体系的阳极具有更好的优势。Ti/RuO2-IrO2-SnO2-Sb2O5与Fe的组合阳极体系,对氨氮和总磷都能高效去除,电化学阶段水力停留时间可缩短为1h,此时,活性污泥-电化学的组合工艺对COD、氨氮、总磷降解与去除率分别可达到96.4%、94.9%、97.5%。污水经活性污泥系统处理后,其污染程度大幅降低,通过后续的电化学进一步处理,可在更大程度上降低污水中的主要污染指标,尤其是生物处理中对氮磷的脱除效果较低,电化学处理可进一步强化脱氮除磷效果,满足污水处理及排放要求。
李猛[4]（2019）在《微生物燃料电池还原Cr（Ⅵ）及驱动微生物电解池去除Pb（Ⅱ）的研究》文中研究说明重金属废水的污染和能源危机是当今社会经济快速发展面临的重要问题。MFCS是一种新型的生物电化学技术,能够在阳极利用电化学活性菌氧化有机物,在阴极还原重金属,并获得生物电。本研究结合MFCS发展现状,以增强MFCS去除重金属和产电能力为目的,研究了不同环境条件、不同阴极催化剂和电子中介体对MFCS还原重金属同步产电性能的影响,最后通过利用MFCS产电驱动MECS运行,实现MFCS-MECS耦合系统同步去除重金属Cr（VI）和Pb（II）的目的。主要研究成果如下:阴极液pH、阴极材料和金属离子浓度对MFCS还原Cr（VI）和同步产电的性能起着重要的作用。当阴极液pH为2.0时,MFCS取得最好的电化学性能;阴极液pH过高或过低会通过影响电化学活性菌的活性而降低MFCS还原Cr（VI）和产电的能力。与碳刷和碳毡电极MFCS相比,碳布阴极MFCS由于较低的阻抗产生最大的Cr（VI）去除能力和最高的产电量。此外,随着初始金属离子浓度的增加,MFCS还原Cr（VI）的电化学反应速率逐渐增强,输出功率也不断增大。另外,在连续操作过程中,MFCS仍能在72 h内完全还原Cr（VI）,但由于Cr（VI）还原后主要以Cr（OH）3的形式附着在电极表面,会影响阴极的导电能力,从而降低MFCS的输出功率。采用聚苯胺、α-Fe2O3及复合物对MFCS阴极进行电化学修饰,并与没有修饰阴极的MFCS进行对比。结果发现,经过复合物修饰的MFCS能够取得1502.78 mW/m2的功率密度,明显高于聚苯胺和α-Fe2O3修饰MFCS的功率密度,远远高于未修饰电极MFCS的功率密度。分析认为,α-Fe2O3/PANI纳米复合材料的修饰,使电极表面形成了正电荷氮和亚胺,使碳布电极表面形成有更多电化学活性面积的网络结构,降低阴极表面与电解液之间的界面接触进而增强电子传递,减少离子在溶液中的扩散长度,增强Cr（VI）的动力学反应,加速Cr（VI）的还原。使用电子中介体Cu（II）改善MFCS还原Cr（VI）和同步产电的性能。在无Cu（II）存在的MFCS中,Cr（VI）通过MFCS直接还原成Cr（III）;在有Cu（II）存在的MFCS中,Cu（II）先被MFCS还原成Cu（I）或者Cu（0）,再与Cr（VI）发生氧化还原反应,使Cr（VI）还原成Cr（III）。电子中介体浓度从10 mg/L增加到50 mg/L,MFCS的最大功率密度也从1009.42mW/m2增加到1235.53 mW/m2,分别是无电子中介体存在MFCS的1.18倍和1.34倍。并且随着Cu（II）浓度从10 mg/L增加到50 mg/L,Cr（VI）的还原率从0.868 g·m-3?h-1增加到1.130 g·m-3?h-1。在经过20次连续运行后,由于阴极Cr（OH）3的沉积有11.5%的Cr（VI）还原率下降。研究发现Cr（VI）和Cu（II）在MFCS中经过电化学还原后主要以Cr（OH）3和Cu（0）的形式存在,在Cr（VI）和Cu（II）同时存在的MFCS阴极上发现了大量的Cr（III）沉淀以及极少的Cu（0）沉淀;Cu（II）作为电子中介体能够降低欧姆内阻和电荷转移内阻,还能够通过增加离子的扩散路径,进一步降低电极的扩散内阻。利用MFCS产生的生物电驱动MECS实现Cr（VI）和Pb（II）的同步去除。研究发现最终Cr（VI）和Pb（II）以Cr（III）和Pb（0）的形式存在于反应器中。LSV分析表明,具有优异电化学性能的NF电极,具有较低的内阻;使用NF阴极的MFCS能够取得702.86 mW/m2的功率密度,是CC电极MFCS（420.65 mW/m2）和SSM电极MFCS（477.84 mW/m2）的1.65倍和1.47倍,且NF电极MFCS对Cr（VI）还原速率为1.72 g?m-3?h-1,明显高于CC电极和SSM电极。另外,Pb（II）初始浓度从50 mg/L增加150 mg/L,Pb（II）去除率和还原速率分别从98.22%提高到99.92%,从4.09 g?m-3?h-1提高到4.16 g?m-3?h-1。在初始Pb（II）浓度为150 mg/L时,耦合体系取得最大的Pb（0）产出率和系统效率。由于溶液中大量醋酸盐的存在能够产生更多的氢氧化物离子,增加阴极pH值,进一步阻碍Pb（0）的生成,使Pb（II）最终以络合物（PbOH+）的形式存在。采用PbCl2作为阴极液的耦合体系的Cr（VI）去除率提高19.22%,Pb（II）的去除率提高10.73%,Cr（VI）的还原速率提高0.402 g?m-3?h-1,Pb（II）的还原速率提高0.447 g?m-3?h-1;对耦合系统长期运行发现,在NF电极的系统中Pb（II）的还原速率下降最少。因此,NF电极比CC和SSM电极更稳定。综上所述,通过使用MFCS还原Cr（VI）或者通过MFCS与MECS耦合同步还原Cr（VI）和Pb（II）在理论上是可行的,并且在实验室条件下能取得很好的效果。在合适的实验条件下只要有性能优异、价格低廉的电极材料,微生物电化学技术将在未来一种重金属或多种重金属的去除中发挥重要的作用。
韩春蕾[5]（2019）在《苯酚选择性电化学氧化制备高电容性能电极材料研究》文中研究指明导电聚合物聚苯胺（polyaniline,简称PANI）具备优良的电容性质,但在掺杂和脱掺杂的过程中结构发生破裂,具有较差的循环稳定性。另一方面,苯酚作为一种高毒物质,广泛存在于各类工业废水中。电化学氧化技术降解苯酚的过程中会产生具有可逆氧化还原活性的对苯醌（benzoquinone,简称BQ）/氢醌（hydroquinone,简称HQ）混合离子,但副反应在电极上形成绝缘层使电极钝化,抑制电化学氧化的持续进行。本文制备PANI修饰的石墨刷（graphite brush,简称GB）电极材料用于催化苯酚选择性氧化以增强电极的电容性和循环稳定性,探索电化学技术改善PANI性能与实现废水中苯酚资源化利用的可能性。PANI可以实现催化苯酚选择性电化学氧化转化为BQ/HQ,同时提高电极的电容与循环稳定性。本文第一部分制备了PANI电极并将其用于苯酚的选择性电化学氧化,从而形成P/n-PANI-GB电极（n代表氧化循环周期）。结果表明,随着PANI电极催化电化学氧化苯酚周期的延长,代表BQ/HQ氧化还原行为的峰电流显着增加,BQ/HQ的选择性在40周期达到最大为71.20%。P/40-PANI-GB电极电容为553 F g-1,充电-放电循环2000次后电容保留率为88%,均高于PANI-GB电极(分别为424 F g-1和51%)。本文第二部分阐明电容性和循环稳定性增强的原因,探究苯酚氧化产物与导电聚合物的相互作用方式。结果显示,苯酚氧化产物修饰PANI后电极的电活化面积增大;BQ/HQ作为电极中引入的第二个氧化还原系统,可通过π-π堆积,氢键和化学掺杂与PANI构成强相互作用,改善电极的电容和稳定性。同时,将该电极作为阳极构建微生物燃料电池（microbial fuel cell,简称MFC）并研究其性能。P/40-PANI-GB电极中的赝电容物质（BQ/HQ）能显着增加产电菌的附着并增强胞外电子传递,与PANI-GB阳极相比,配备P/40-PANI-GB阳极的MFC具有更高的功率输出。本研究证明PANI可用于苯酚的选择性电化学催化氧化,一方面减缓钝化效应并产生具有氧化还原活性的BQ/HQ,另一方面BQ/HQ与PANI通过π-π堆积、氢键和化学掺杂等相互作用增强电极的性能,该电极作为MFC阳极能强化电池产电。研究结果可为电化学氧化技术实现苯酚废水资源化利用和改善导电聚合物稳定性提供基础数据。
康蒙蒙[6]（2019）在《铁碳微电解与生物膜法联合处理船舶含油压舱水研究》文中提出随着世界工业的发展,工业原料石油的船舶运输构成海上船舶航运的重要组成部分,石油的船舶运输会产生大量的含油压舱水。船舶含油压舱水的处理难点在于含有少量分散油和溶解油的低浓度含油污水的处理,如不妥善处置排入海洋中,会对海洋环境造成严重污染。因此,快速、高效处理低浓度含油污水是目前船舶含油压舱水处理亟需解决的问题。本论文以低浓度含油压舱水为对象,利用铁碳微电解工艺对其进行预处理,研制了一种新型铁碳微电解填料,评价了该铁碳微电解填料对低浓度含油压舱水的处理效果,采用生物膜法作为后续处理工艺与其联用处理提高处理效率,优化了两种工艺的运行条件,进行了组合工艺处理低浓度含油压舱水的模拟实验。实验结果表明,开发的新型铁碳微电解填料性能优异,填料表面疏松多孔,孔隙发达;主要以介孔为主,并含有较大的孔;X射线衍射（XRD）分析表明,填料中部分为金属氧化物,其中大部分是简单的金属物质;对含油压舱水中COD和油含量去除效果显着。确定了影响铁碳微电解处理的最佳因素,对COD去除动力学进行分析,结果表明符合一级动力学模型。添加石油烃降解菌群进行生物膜挂膜培养,高通量测序分析结果表明生物膜优势菌为石油烃降解菌ASW-2,优化了影响生物膜法处理的影响因素。将铁碳微电解与生物膜法两种工艺组合,分别取该两种工艺的最佳运行条件为实验启动参数,对模拟含油压舱水进行处理,结果表明该组合工艺对船舶含油压舱水中COD和油含量有明显的去除效果。随着反应时间的增加,COD和油含量的去除率保持在98%以上的水平,并且COD和油的剩余浓度分别低于3 mg/L和1 mg/L,分别满足GB 18918-2002一级A标准（COD≤50 mg/L）和国家规定的船舶含油污水排放标准GB 3552-2018（石油类≤15 mg/L）。
廖伟[7]（2019）在《硝基苯生产废水处理工艺研究》文中提出硝基苯是苯乙烯生产过程中不可缺少的重要化工原料,市场需求量大。本文结合生产实际情况,对硝基苯生产废水处理进行研究,具有较高的学术价值和现实价值,对水质接近的同类有机废水治理,有重要的借鉴意义。首先调查研究硝基苯生产废水的来源和水质特征,并通过气相色谱-质谱联用技术对废水进行分析,确定废水的主要成分。针对生产工艺的特点,本着节能减排、清洁生产和循环经济的原则,采取废水分类处理的工艺技术路线。依照废水来源及水质的不同,采用预处理与生物处理相结合的处理方法,按照萃取—高级氧化—生化的流程,提出了有针对性的处理工艺。通过实验室小试,确定了最优的工艺条件,了解和掌握了整个工艺的处理能力,可以为后续放大中试实验和实际应用处理该废水提供科学依据。本文研究了萃取法对硝基苯生产废水的处理。通过定性定量分析,生产废水中主要有机污染物为硝基苯类物质,具有高毒性,已被列入世界“环境优先控制有毒有机污染物”名单。废水中所含的硝基苯是生产过程的原料、中间体甚至是粗产品。有效合理地处理含硝基苯废水并回收原料,是综合利用资源和环境保护的重要课题之一。本文考察了初始pH值、稀释剂、相比、萃取时间、萃取剂等因素对萃取过程的影响。确定废水的最佳萃取工艺条件:采用煤油作为稀释剂,磷酸三丁酯作为萃取的萃取剂,设定萃取时间为30min,萃取剂的浓度为70%,萃取的相比（油水比）1:5,采用原水pH直接进行萃取操作,其中萃取级数选择两级。结果经萃取后废水的色度由10000降到2000左右,COD去除率达67.2%,经萃取后废水的生化性由0.13提高到0.23。废水表观颜色由棕红色变为浅棕黄色。另外还对反萃过程及萃取剂的再生进行研究,确定反萃过程的基本参数为:在最佳油水比为5:2,NaOH浓度为20%的时候反萃效果最好。并且选择的萃取剂性能良好,在实验中经过8次萃取,未出现降解失败现象,证明萃取剂有良好的抗疲劳性能,值得在工程中推广。本文对微电解和Fenton处理废水的工艺条件,进行实验研究。Fe/C比值为1.2,微电解反应时间为120min,进水pH值为3,H2O2投加量为4ml/L,Fenton反应时间为150min的条件下,对废水的处理效果较好,COD去除率在60%左右。微电解-Fenton法,对含硝基苯类废水进行预处理,是一种非常好的方法,其运行成本较低,操作简单。经微电解-Fenton预处理后,可生化性大大提高,由0.19提高到0.30,其出水水质,己经达到可被生化处理的水平。本文研究了臭氧催化法,处理硝基苯生产废水,经络合萃取后的浓酸水和经微电解-Fenton后的稀酸水。采用催化臭氧氧化对其进行预处理,进一步提高可生化性。本实验研究了,采用新型催化剂—活性炭负载纳米二氧化钛,提高臭氧的催化效率。实验表明,催化臭氧氧化相对于单独臭氧氧化,COD去除率提高了34%,证明了新型催化剂的明显催化作用。由于pH值是臭氧催化的重要控制参数,实验研究了初始pH对处理效果的影响。随着初始pH增加,COD的去除率逐渐增大,而且在溶液由酸性转为中性时,去除率的增加幅度,比由中性转为碱性时要小,碱性环境更有利于臭氧对有机物的降解。通过考察催化剂的吸附性探讨催化臭氧氧化的反应机理。催化臭氧氧化对COD的去除效率,明显高于催化剂的吸附。通过加入·OH捕获剂叔丁醇,推测了反应机理。实验结果表明,叔丁醇的加入使催化臭氧化,对废水COD的去除率下降明显,并且影响较大,说明该催化反应过程遵循自由基反应机理。由催化剂表面羟基引发的催化臭氧化过程中羟基自由基的形成是主要原因。本文研究了生化反应的因素条件,对硝基苯生产废水处理效果的影响。通过预处理后的废水BOD/COD均达到0.3以上,生化性良好。因此,本文采用新型移动床生物膜反应器（Moving-Bed Biofilm Reactor,MBBR）对硝基苯生产废水进行生物处理。采用提升COD负荷法,驯化出可适应硝基苯生产废水降解的活性污泥。当废水进水浓度在1000-1800mg/L时,COD去除率可达60%以上。经镜检发现,在活性污泥絮体中存在大量诸如漫游虫、盖纤虫和轮虫等原生动物和后生动物,且十分活跃。采用了预挂膜方式,对反应器进行挂膜和启动。运行3天后,系统的COD去除率即达到稳定情况,在90%左右。另外本文考察了反应器的稳定情况及水力停留时间等因素,对反应器去除效果的影响,确定了相关参数。当进水浓度在300mg/L-600mg/L变化时,反应器总体处理效果较稳定。随着水力停留时间的延长,COD的去除效果逐渐增加。综合考虑处理效果和运行成本,水力停留时间选择在24小时。实验研究了MBBR生物反应器内的微生物分布情况,结果表明,MBBR反应器内的附着微生物,平均占微生物总量的64.5%,悬浮微生物平均占35.5%。反应期内的生物量呈现周期性变化,由此引起附着生物量和悬浮生物量的周期性变化,但对出水COD的影响较小。
石芳[8]（2007）在《电生物膜法去除含Ba2+工业废水的研究》文中提出含重金属废水对环境有严重的危害,因此,国内外学者对该类废水治理展开了积极的研究。本文在现有单一重金属离子废水处理实验研究的基础上,吸收微电解和生物吸附重金属离子废水的优点,采用电生物膜复合工艺对实际含Ba2+有机废水进行处理。首先研究了生物膜工艺中影响COD和Ba2+去除率的因素,然后将电生物膜复合工艺与单一生物膜工艺进行了比较。好氧条件下,单一生物膜工艺处理含Ba2+有机废水,经过24h可将废水中的COD从2500-4000kg/d降解到400～600kg/d,Ba2+浓度从20kg/d左右净化到10kg/d以下。通过对单一生物膜处理工艺工业数据分析得到温度、pH值和流量对生物膜体系COD及Ba2+的去除率影响规律。温度过高或过低都不利于操作,34℃生物膜活性处于最佳状态,COD和Ba2+均有最高去除率,受流量影响不明显,pH值的增大有利于整个生物膜体系Ba2+的去除,但因Ba2+的吸附过程是一快速过程不利于整个生物膜体系COD的去除。随着流量的增大COD的去除率逐渐降低。电生物膜复合工艺降解有机物和去除重金属离子效果显着。在处理Ba2+方面,电生物膜复合工艺明显优于生物膜工艺,Ba2+的去除率提高10%,在去除COD方面两种工艺都很好,电生物膜复合工艺稍优于生物膜工艺。考察极板间距对处理效果的影响,结果表明:极板间距离过近对生物反应不利,但利于去除Ba2+,在实际处理过程中要综合考虑利弊,选择最佳的极板间距。采用电生物膜复合工艺处理含Ba2+有机废水,以不锈钢板为阴极,石墨为阳极,并通过实验确定最佳的废水处理条件:温度34℃,pH值9.0,流量959m3/d。在两极距离为30cm,面积为30×20cm2,12V电压,流量,空速相同的条件下,采用电生物膜复合工艺处理含Ba2+工业废水,COD的去除率平均值为84.91%,Ba2+的去除率平均值为54.67%,Ba2+和COD有较高的去除率。
刘瑞轩,干爱华,王韬,张敬,李鑫钢[9]（2005）在《一种处理含Cr3+电镀污水的新工艺》文中进行了进一步梳理介绍了电生物膜方法治理重金属离子有机废水的基本原理,采用自主研究并开发的新型电生物膜偶合工艺处理了含Cr3+的电镀厂排污废水,通过长期连续实验研究了微生物生长代谢的营养源以及生物膜脱落更新下的废水净化效果。实验结果表明,电生物膜法对含Cr3+的电镀废水水质水量波动适应性强,含Cr3+初始浓度为5～80mgL的电镀废水均可得到高效治理,出水浓度为1.0mgL左右,低于工业污水排放标准。同时,得到了操作电压、废水pH、停留时间、温度等的最佳工艺条件调节方法和规律。实验还表明,生物膜成长后期的脱落更新能够保证连续高效净化重金属离子有机废水。
张敬,姜斌,李鑫钢,黄国强,孙津生[10]（2005）在《一种处理含重金属离子电镀废水的新工艺》文中进行了进一步梳理研究了用微电解-生物膜法复合工艺处理含重金属离子和氰离子的工业电镀废水,并与单一生物膜法处理进行了比较。结果表明,单一生物膜法对废水中的Zn2+、Cr6+和CN-的去除率分别为 50 5%、99 99%和95 8%。以不锈钢材料作阴、阳极,复合工艺相对于单一生物膜工艺对Zn2+、Cr6+和CN-的去除率均有不同程度的提高,最显着的是Zn2+的去除率由 50 5%提高到 72%;复合工艺最佳反应循环量和压缩空气用量分别为1530mL/min和 0 3m3 /h。
二、电沉积-生物膜复合工艺处理含Cr~(3+)废水（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、电沉积-生物膜复合工艺处理含Cr~(3+)废水（论文提纲范文）
（1）有机-无机杂化SiO2阳离子交换膜的制备、表征与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水的处理现状 |
| 1.1.1 重金属废水的来源 |
| 1.1.2 重金属废水的特点 |
| 1.1.3 重金属废水的危害 |
| 1.1.4 重金属废水处理技术 |
| 1.2 离子交换膜技术 |
| 1.2.1 离子交换膜概述 |
| 1.2.2 离子交换膜制备方法研究 |
| 1.2.3 离子交换膜改性方法 |
| 1.3 本课题的主要工作 |
| 1.3.1 课题的来源 |
| 1.3.2 课题研究的背景及意义 |
| 1.3.3 课题研究的目的与内容 |
| 2 实验材料、测试方法及应用实验研究方法 |
| 2.1 实验材料及实验仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 阳离子交换膜性能测试方法 |
| 2.2.1 基本性能测试 |
| 2.2.2 形貌和功能基团测试 |
| 2.2.3 电化学性能测试 |
| 2.3 应用实验研究 |
| 2.3.1 “双膜三室”基本构造 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 应用研究各项计算方法 |
| 2.3.4 电化学性能测试 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 溶胶-凝胶法制备有机-无机杂化PVA/SiO_2阳离子交换膜及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 PVA/SiO_2阳离子交换膜的制备机理 |
| 3.2.2 PVA质量分数对膜性能的影响 |
| 3.2.3 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.2.4 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.2.5 PVA/SiO_2-6膜与商品HH-1膜性能比较 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 采用不同材料对PVA/SiO_2-6膜的改性研究及性能表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验分析 |
| 4.2.1 结果与讨论 |
| 4.2.2 微观结构和官能团分析 |
| 4.2.3 改性前后的膜与商品HH-1 膜性能的比较 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 PVDF/SiO_2阳离子交换膜的制备与性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 PVDF/SiO_2阳离子交换膜的制备机理 |
| 5.2.2 PVDF/SiO_2膜的形貌和电化学结构表征 |
| 5.2.3 吸水率和离子交换容量 |
| 5.2.4 膜面积电阻 |
| 5.2.5 膜电位,迁移数和选择透过性 |
| 5.2.6 氧化稳定性 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 离子交换膜工作机理研究 |
| 6.1 离子透过阳离子交换膜模型的建立 |
| 6.2 实验装置 |
| 6.2.1 循环伏安装置 |
| 6.2.2 计时电位装置 |
| 6.3 循环伏安分析 |
| 6.3.1 迁移过程研究 |
| 6.3.2 不同阳离子交换膜的影响 |
| 6.3.3 扫描速率的影响 |
| 6.4 计时电位分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 阳离子交换膜在“双膜三室”工艺电解CoCl_2溶液回收钴中的应用实验研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 不同阳离子交换膜对槽电压的影响 |
| 7.2.2 不同阳离子交换膜对能耗的影响 |
| 7.2.3 不同阳离子交换膜对钴产量和电流效率的影响 |
| 7.2.4 不同阳离子交换膜对Cl~-泄漏率的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论、创新点与展望 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
（2）金属表面处理废水净化方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属表面处理行业发展现状 |
| 1.2 金属表面处理废水来源与特征 |
| 1.2.1 废水来源 |
| 1.2.2 废水特征 |
| 1.3 金属表面处理废水的处理方法 |
| 1.3.1 COD |
| 1.3.2 重金属 |
| 1.3.3 总磷 |
| 1.3.4 硝酸盐氮 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验仪器与分析测试方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.3 定义说明 |
| 第三章 生物法去除锌镍合金电镀废水COD实验研究 |
| 3.1 直接生物法处理结果 |
| 3.2 芬顿预处理+生物处理结果 |
| 3.3 二次芬顿与生物处理 |
| 3.4 铁碳预处理与生物处理 |
| 3.4.1 铁碳预处理效果 |
| 3.4.2 铁碳预处理+生物处理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 金属表面处理废水中重金属去除研究 |
| 4.1 重金属镍的去除研究 |
| 4.1.1 柠檬酸络合镍模拟废水中镍的去除研究 |
| 4.1.2 化学镀镍实际废水中镍的去除研究 |
| 4.2 重金属铬的去除研究 |
| 4.2.1 低浓度实际含铬废水去除研究 |
| 4.2.2 高浓度模拟含铬废水去除研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 化学镀镍废液同步除磷去镍实验研究 |
| 5.1 H_2O_2去除效果研究 |
| 5.2 芬顿去除效果研究 |
| 5.3 铁碳处理去除效果研究 |
| 5.3.1 铁碳处理对磷的去除效果研究 |
| 5.3.2 铁碳处理对镍的去除效果研究 |
| 5.4 次氯酸盐去除效果研究 |
| 5.4.1 次氯酸钙去除效果研究 |
| 5.4.2 次氯酸钠去除效果研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 阴离子交换树脂处理硝酸盐氮的实验研究 |
| 6.1 阴离子交换树脂的预处理 |
| 6.2 离子交换处理退镀废水 |
| 6.2.1 处理效果与树脂体积的关系 |
| 6.2.2 处理效果与进水pH的关系 |
| 6.2.3 处理效果与流速的关系 |
| 6.3 树脂再生 |
| 6.3.1 四倍树脂体积NaCl(10%)再生 |
| 6.3.2 三倍树脂体积NaCl(20%)再生 |
| 6.3.3 三倍树脂体积NaCl(20%)+NaOH(3.2%)再生 |
| 6.3.4 浸泡再生 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（3）生活污水的生物电化学组合工艺性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题的背景和意义 |
| 1.2 生活污水处理方法的研究现状 |
| 1.2.1 城市生活污水的主要成分和危害 |
| 1.2.2 城镇污水处理排放标准 |
| 1.2.3 城镇生活污水的生物处理方法 |
| 1.3 电化学水处理技术概论 |
| 1.3.1 电化学水处理技术 |
| 1.3.2 电催化阳极材料的研究 |
| 1.3.3 电催化氧化电极制备的方法 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验方案设计 |
| 2.1 实验用水及水质 |
| 2.2 实验试剂和材料 |
| 2.2.1 实验仪器和设备 |
| 2.2.2 实验药品和试剂 |
| 2.3 活性污泥的培养与驯化 |
| 2.3.1 污泥驯化的控制指标与评价方法 |
| 2.3.2 驯化的设备与方法 |
| 2.4 电极的选择与制备 |
| 2.4.1 电极的选择 |
| 2.4.2 钛基体阳极的制备 |
| 2.4.3 电极的预处理 |
| 2.5 实验装置及方法 |
| 2.5.1 实验装置与方案 |
| 2.5.2 水质指标的测定 |
| 3 活性污泥工艺对污水处理的研究 |
| 3.1 活性污泥工艺对COD去除的影响 |
| 3.2 活性污泥工艺对氨氮去除的影响 |
| 3.3 活性污泥工艺对硝酸盐与亚硝酸盐的影响 |
| 3.4 活性污泥工艺对总磷的去除影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Fe金属阳极电化学体系对污水处理的研究 |
| 4.1 电化学池水力停留时间对污水处理效果的影响 |
| 4.1.1 水力停留时间对COD和氨氮含量的影响 |
| 4.1.2 水力停留时间对总磷和硝酸盐含量的影响 |
| 4.2 电流密度对电化学处理污水的影响 |
| 4.2.1 电流密度对COD和氨氮去除效果的影响 |
| 4.2.2 电流密度对总磷去除的影响 |
| 4.3 水体pH值对电化学处理的影响 |
| 4.3.1 水体pH值对COD去除的影响 |
| 4.3.2 水体pH值对氨氮去除的影响 |
| 4.3.3 水体pH值对亚硝酸盐去除的影响 |
| 4.3.4 水体pH值对硝酸盐的影响 |
| 4.3.5 水体pH值对总磷去除的影响 |
| 4.4 Fe与Al金属阳极电化学体系的比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 DSA阳极电化学体系对污水处理的研究 |
| 5.1 水力停留时间对电化学处理的影响 |
| 5.1.1 水力停留时间对COD与氨氮的影响 |
| 5.1.2 水力停留时间对总磷的影响 |
| 5.2 水体氯离子对电化学处理效果的影响 |
| 5.2.1 氯离子浓度对COD去除的影响 |
| 5.2.2 氯离子浓度对氨氮去除的影响 |
| 5.2.3 氯离子浓度对总磷含量的影响 |
| 5.3 电流密度对电化学处理效果的影响 |
| 5.3.1 电流密度对COD的影响 |
| 5.3.2 电流密度对氨氮的影响 |
| 5.3.3 电流密度对总磷的影响 |
| 5.4 水体pH对电化学处理效果的影响 |
| 5.4.1 水体pH对COD处理效果的影响 |
| 5.4.2 水体pH对氨氮处理效果的影响 |
| 5.5 双阳极电化学工艺改进设计研究 |
| 5.6 活性污泥与电化学组合工艺污水处理效果 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 DSA电极电化学体系性能分析 |
| 6.1 实验原理 |
| 6.1.1 准稳态极化曲线法 |
| 6.1.2 循环伏安法 |
| 6.1.3 强化寿命测试 |
| 6.2 实验方法与步骤 |
| 6.3 电化学性能分析 |
| 6.3.1 析氯析氧过电位测试 |
| 6.3.2 氨氮电化学氧化测试 |
| 6.3.3 Fe(CN)_6~(3-)/Fe(CN)_6~(4-)电子对的循环伏安测试 |
| 6.3.4 Tafel测试 |
| 6.3.5 加速寿命实验测试 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展塑 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）微生物燃料电池还原Cr（Ⅵ）及驱动微生物电解池去除Pb（Ⅱ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 能源与环境 |
| 1.2 MFCS技术概述 |
| 1.2.1 MFCS的基本原理 |
| 1.2.2 MFCS的发展历史 |
| 1.2.3 影响MFCS产电性能的因素 |
| 1.2.4 MFCS在环境领域中应用研究进展 |
| 1.2.5 MFCS的研究发展趋势 |
| 1.3 Cr(Ⅵ)和Pb(Ⅱ)污染及治理现状 |
| 1.3.1 Cr(Ⅵ)和Pb(Ⅱ)的现状及危害 |
| 1.3.2 Cr(Ⅵ)和Pb(Ⅱ)的处理现状及存在问题 |
| 1.3.3 MFCS处理重金属研究进展 |
| 1.4 本课题的研究意义、内容与创新点 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 创新点 |
| 1.4.5 主要研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药剂 |
| 2.1.2 实验耗材 |
| 2.1.3 实验药剂组分 |
| 2.1.4 实验器材 |
| 2.2 样品表征方法 |
| 2.2.1 SEM |
| 2.2.2 X射线衍射 |
| 2.2.3 X射线光电子能谱 |
| 2.2.4 拉曼光谱 |
| 2.3 电化学表征方法 |
| 2.3.1 循环伏安法 |
| 2.3.2 线性扫描伏安法 |
| 2.3.3 电化学阻抗法 |
| 2.4 MFCS性能评价和测试方法 |
| 2.4.1 阳极COD测试 |
| 2.4.2 阴极重金属测试 |
| 2.4.3 MFCS电压 |
| 2.4.4 MFCS极化曲线和功率密度曲线 |
| 2.4.5 其他计算公式 |
| 2.5 实验装置和设计方法 |
| 2.5.1 双室MFC阴极还原Cr(Ⅵ)和同时产电的研究 |
| 2.5.2 α-Fe_2O_3/PANI修饰阴极增强MFCS性能的研究 |
| 2.5.3 Cu(Ⅱ)作为电子中介体增强MFCS性能的研究 |
| 2.5.4 MFCS驱动MECS去除Pb(Ⅱ)的研究 |
| 第三章 双室MFCS阴极还原Cr(Ⅵ)和同时产电的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同阴极液pH对 MFCS阴极还原六价铬和产电的影响 |
| 3.3.2 不同阴极材料对MFCS阴极还原六价铬和产电的影响 |
| 3.3.3 不同六价铬浓度对MFCS阴极还原六价铬和产电的影响 |
| 3.3.4 MFCS的稳定性 |
| 3.3.5 电极的表面分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 α-Fe_2O_3/PANI修饰阴极增强MFCS阴极还原六价铬及产电性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 α-Fe_2O_3/PANI的性能 |
| 4.3.2 α-Fe_2O_3/PANI的表征 |
| 4.3.3 α-Fe_2O_3/PANI电化学性能 |
| 4.3.4 不同阴极的铬还原性能及产电性能 |
| 4.3.5 电池的稳定性 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 Cu(Ⅱ)作为电子中介体增强MFCS阴极还原六价铬同时产电的功效 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)和电极之间的关系 |
| 5.3.2 MFCS的能量输出 |
| 5.3.3 MFCS中 Cr(Ⅵ)的还原性能 |
| 5.3.4 不同外电阻对MFCS的影响 |
| 5.3.5 阴极的表面形貌和产物分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 MFCS驱动MECS去除Pb(Ⅱ)的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同阴极电极对MFCS-MECS系统的影响 |
| 6.3.2 不同初始Pb(Ⅱ)离子浓度对MFCS-MECS耦合系统的影响 |
| 6.3.3 氯离子和醋酸根离子对MFCS-MECS耦合系统性能的影响 |
| 6.3.4 阴极的表面形貌、产物分析和系统稳定性 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）苯酚选择性电化学氧化制备高电容性能电极材料研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 导电聚合物聚苯胺(Polyaniline, 简称PANI)概述 |
| 1.2.1 PANI结构 |
| 1.2.2 PANI复合材料研究现状 |
| 1.3 酚类污染概述 |
| 1.3.1 酚类污染物的危害 |
| 1.3.2 酚类污染物处理工艺 |
| 1.4 电化学氧化法在酚类废水处理中的应用 |
| 1.4.1 电化学氧化法 |
| 1.4.2 电化学氧化技术在酚类废水处理中的应用 |
| 1.5 对苯醌(Benzoquinone, 简称BQ)/对苯二酚(Hydroquinone, 简称HQ)的赝电容特性 |
| 1.5.1 法拉第赝电容 |
| 1.5.2 BQ/HQ的赝电容特性 |
| 1.6 微生物燃料电池(Microbial fuel cell, 简称MFC)及其阳极材料 |
| 1.6.1 MFC的基本原理 |
| 1.6.2 MFC阳极的电子传递机制 |
| 1.6.3 MFC阳极材料的研究进展 |
| 1.7 存在问题 |
| 1.8 本课题的研究内容与意义 |
| 1.8.1 本课题的研究内容 |
| 1.8.2 本课题的研究意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与化学试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药品及试剂 |
| 2.2 实验材料制备 |
| 2.2.1 石墨刷(Graphite brush, 简称GB)电极预处理 |
| 2.2.2 制备PANI(PANI-GB)电极 |
| 2.2.3 制备苯酚电化学氧化产物修饰的PANI(P/n-PANI-GB)电极 |
| 2.2.4 双室MFC反应器的构建 |
| 2.3 实验测试分析方法 |
| 2.3.1 循环伏安法(Cyclic voltammetry, 简称CV) |
| 2.3.2 高效液相色谱(High performance liquid chromatography, 简称HPLC) |
| 2.3.3 恒电流充放电测试(Galvanostatic charge-discharge, 简称GCD) |
| 2.3.4 电化学阻抗谱(Electrochemical Impedance Spectroscopy, 简称EIS) |
| 2.3.5 电活化面积测定(Electrochemically Active Surface Area, 简称EASA) |
| 2.3.6 扫描电子显微镜(Scanning electron microscope, 简称SEM) |
| 2.3.7 透射电子显微镜(Transmission electron microscope, 简称TEM) |
| 2.3.8 原子力显微镜(Atomic force microscope, 简称AFM) |
| 2.3.9 紫外-可见光吸收光谱(Ultraviolet-visible spectroscopy, 简称UV-Vis) |
| 2.3.10 衰减全反射傅立叶变换红外光谱(Attenuated total reflectance-Fouriertransform infrared reflection, 简称ATR-FTIR) |
| 2.3.11 X射线衍射光谱(X-ray diffractometer, 简称XRD) |
| 2.3.12 X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy, 简称XPS) |
| 2.3.13 电池电压数据采集 |
| 2.3.14 功率密度与极化曲线 |
| 2.3.15 激光共聚焦扫描显微镜(Confocal laser scanning microscopy, 简称CLSM) |
| 第三章 PANI选择性电化学氧化苯酚以提高电极电容与循环稳定性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 电极材料的制备 |
| 3.2.2 测试与分析方法 |
| 3.3 实验结果分析 |
| 3.3.1 PANI催化苯酚选择性电化学氧化为BQ/HQ |
| 3.3.2 BQ/HQ修饰PANI提高电极电容与循环稳定性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 电极电容性和稳定性增强原因及BQ/HQ与PANI作用机制的探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 电极材料的制备 |
| 4.2.2 测试与分析方法 |
| 4.3 实验结果分析 |
| 4.3.1 电极材料的电活化面积和表面形貌表征 |
| 4.3.2 电极材料的表面化学组成和官能团分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 苯酚电化学氧化产物修饰PANI作为阳极强化MFC产电 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 MFC阴极与阳极的制备 |
| 5.2.2 测试与分析方法 |
| 5.3 实验结果分析 |
| 5.3.1 功率密度及极化曲线 |
| 5.3.2 阻抗测试 |
| 5.3.3 MFC阳极表面分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）铁碳微电解与生物膜法联合处理船舶含油压舱水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 含油压舱水中的低浓度含油废水 |
| 1.2.1 含油压舱水中低浓度含油废水的形成 |
| 1.2.2 含油压舱水中低浓度含油废水的危害 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 含油压舱水处理方法 |
| 1.3.2 含油压舱水处理研究进展 |
| 1.4 铁碳微电解工艺 |
| 1.5 生物膜法 |
| 1.6 本论文创新点及研究内容 |
| 第二章 新型铁碳微电解填料的制备及性能优化 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 预处理 |
| 2.2.2 铁碳微电解填料的制备方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.4 新型微电解填料制备实验 |
| 2.4.1 Fe/C质量比对填料性能的影响 |
| 2.4.2 膨润土含量对填料性能的影响 |
| 2.4.3 焙烧温度对填料性能的影响 |
| 2.4.4 焙烧时间对填料性能的影响 |
| 2.4.5 草酸铵含量对填料性能的影响 |
| 2.4.6 镍投加量对填料性能的影响 |
| 2.5 新型铁碳微电解填料的微观特性分析 |
| 2.5.1 填料的微观形貌分析 |
| 2.5.2 填料的孔分布分析 |
| 2.5.3 填料中金属元素的存在形态分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 新型铁碳微电解填料预处理船舶含油压舱水 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 铁碳微电解预处理静态实验 |
| 3.2.2 铁碳微电解预处理正交实验 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 动力学分析 |
| 3.3 实验结果分析 |
| 3.3.1 Fe/C投加量对去除效果的影响 |
| 3.3.2 电解时间对去除效果的影响 |
| 3.3.3 pH对去除效果的影响 |
| 3.3.4 曝气量对去除效果的影响 |
| 3.4 铁碳微电解正交实验分析 |
| 3.5 COD去除动力学分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 生物膜法处理船舶含油压舱水 |
| 4.1 实验材料与设备 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 预处理 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.3 分析方法 |
| 4.4 高通量测序 |
| 4.5 高通量测序和生物信息学分析 |
| 4.5.1 测序数据特征 |
| 4.5.2 多样性分析 |
| 4.6 生物膜法处理船舶含油压舱水的实验结果分析 |
| 4.6.1 水力停留时间(HRT)对去除效率的影响 |
| 4.6.2 曝气量对去除效率的影响 |
| 4.6.3 pH对去除效率的影响 |
| 4.6.4 菌种量对去除效率的影响 |
| 4.7 组合工艺处理船舶含油压舱水 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的论文及研究成果 |
（7）硝基苯生产废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的依据和意义 |
| 1.2 硝基苯生产废水的来源和特征 |
| 1.3 硝基苯生产废水的治理方法现状 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 硝基苯生产废水工艺确定 |
| 1.4.1 废水处理排放标准 |
| 1.4.2 工艺流程的选择 |
| 1.4.3 工艺流程的确定 |
| 1.5 课题研究的内容与创新 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 本文特点及创新点 |
| 第二章 萃取法预处理的研究 |
| 2.1 基本原理 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 实验用试剂及设备仪器 |
| 2.2.2 实验操作方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 萃取剂和稀释剂的选择 |
| 2.3.1 萃取剂的选择 |
| 2.3.2 稀释剂的选择 |
| 2.4 操作条件对络合萃取过程的影响 |
| 2.4.1 萃取时间的影响 |
| 2.4.2 相比对萃取效果的影响 |
| 2.4.3 pH值对络合萃取平衡的影响 |
| 2.4.4 级数对萃取效果的影响 |
| 2.4.5 可生化性分析 |
| 2.5 反萃 |
| 2.5.1 NaOH溶液加入量对反萃效果的影响 |
| 2.5.2 萃取剂循环实验 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 微电解法预处理的研究 |
| 3.1 基本原理 |
| 3.1.1 微电解作用原理 |
| 3.1.2 Fenton试剂作用原理 |
| 3.1.3 Fenton试剂与微电解法联合作用 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 试剂及分析仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 微电解法静态实验结果 |
| 3.3.2 Fenton静态实验结果 |
| 3.3.3 连续实验结果 |
| 3.3.4 可生化性的分析 |
| 3.4 反应机理的探讨 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 催化臭氧氧化法的研究 |
| 4.1 基本原理 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 催化剂的催化效果 |
| 4.3.2 pH值对其效果的影响 |
| 4.3.3 臭氧投量对其处理效果的影响 |
| 4.3.4 可生化性分析 |
| 4.4 反应机理的探讨 |
| 4.4.1 催化剂作用的考察 |
| 4.4.2 叔丁醇对去除效果的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生化处理实验研究 |
| 5.1 基本原理 |
| 5.2 MBBR的处理效果 |
| 5.2.1 验材料和方法 |
| 5.2.2 结果讨论 |
| 5.2.3 MBBR处理效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论和建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（8）电生物膜法去除含Ba2+工业废水的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 重金属废水来源及处理原则 |
| 1.1.1 重金属废水来源 |
| 1.1.2 重金属废水处理原则 |
| 1.2 重金属废水的处理方法 |
| 1.3 传统处理方法的缺点 |
| 1.4 电化学法 |
| 1.5 生物吸附法 |
| 1.5.1 活性污泥法 |
| 1.5.2 生物膜法 |
| 1.6 前期基础 |
| 1.7 本文主要研究内容 |
| 第二章 实验装置及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.2 实验原水性质 |
| 2.2 实验装置及流程 |
| 2.2.1 生物膜工艺流程 |
| 2.2.2 电生物膜复合工艺 |
| 2.2.3 主要实验装置 |
| 2.3 实验条件 |
| 2.3.1 混合微生物的挂膜过程及生物膜的培养 |
| 2.3.2 实验条件 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 Ba~(2+)的检测方法 |
| 2.4.2 COD的检测方法 |
| 第三章 电生物膜复合工艺处理含钡有机废水的机理 |
| 3.1 电化学法去除含重金属离子有机废水的机理 |
| 3.1.1 电沉积去除重金属离子机理 |
| 3.1.2 电化学氧化法去除有机废水的机理 |
| 3.2 生物吸附工艺 |
| 3.2.1 生物吸附重金属的机理 |
| 3.2.2 生物吸附有机废水的机理 |
| 3.3 电生物复合工艺处理含Ba~(2+)有机废水的机理 |
| 第四章 电生物膜复合工艺处理含钡有机废水的实验 |
| 4.1 生物膜工艺处理含Ba~(2+)有机废水 |
| 4.1.1 温度对含Ba~(2+)有机废水处理效果的影响 |
| 4.1.2 pH 值对含Ba~(2+)有机废水处理效果的影响 |
| 4.1.3 温度和pH值对含Ba~(2+)有机废水处理效果的综合影响 |
| 4.1.4 流量比对含Ba~(2+)有机废水的影响 |
| 4.2 电生物膜复合工艺 |
| 4.3 工业侧线运行数据 |
| 4.3.1 生物膜复合工艺实验条件一 |
| 4.3.2 生物膜复合工艺实验条件二 |
| 4.3.3 生物膜复合工艺实验条件三 |
| 4.3.4 三种条件下的对比 |
| 4.4 生物膜工艺与电生物膜复合工艺对含Ba~(2+)有机废水处理效果的比较 |
| 4.5 小节 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 硕士在读期间发表论文 |
| 附录1 |
| 致谢 |
（9）一种处理含Cr3+电镀污水的新工艺（论文提纲范文）
| 1 实验装置和分析方法 |
| 1.1 实验装置与流程 |
| 1.2 实验处理对象 |
| 1.3 分析仪器和测试方法 |
| (1) pH测定: |
| (2) 电压调节: |
| (3) 废水流量调节: |
| (4) Cr3+浓度测定: |
| 1.4 实验的基本操作条件 |
| 2 实验结果与讨论 |
| 2.1 操作电压与Cr3+去除率的关系 |
| 2.2 废水pH与Cr3+去除率的关系 |
| 2.3 停留时间与Cr3+去除率的关系 |
| 2.4 反应温度与Cr3+去除率的关系 |
| 2.5 生物膜脱落更新下连续高效净化重金属离子有机废水 |
| 3 结论 |
（10）一种处理含重金属离子电镀废水的新工艺（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验流程 |
| 1.2 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 微电解工艺处理电镀废水 |
| 2.2 生物膜循环流程 |
| 2.3 微电解-生物膜复合工艺循环反应处理电镀废水 |
| 2.3.1 循环流程电压的影响 |
| 2.3.2 循环进料量的影响 |
| 2.3.3 循环流程压缩空气用量的影响 |
| 3 结论 |
四、电沉积-生物膜复合工艺处理含Cr~(3+)废水（论文参考文献）
- [1]有机-无机杂化SiO2阳离子交换膜的制备、表征与应用研究[D]. 李艳红. 兰州交通大学, 2020
- [2]金属表面处理废水净化方法研究[D]. 李洋. 上海交通大学, 2020(01)
- [3]生活污水的生物电化学组合工艺性能研究[D]. 鲁捷. 大连海事大学, 2019(06)
- [4]微生物燃料电池还原Cr（Ⅵ）及驱动微生物电解池去除Pb（Ⅱ）的研究[D]. 李猛. 华南理工大学, 2019(01)
- [5]苯酚选择性电化学氧化制备高电容性能电极材料研究[D]. 韩春蕾. 华南理工大学, 2019(01)
- [6]铁碳微电解与生物膜法联合处理船舶含油压舱水研究[D]. 康蒙蒙. 浙江海洋大学, 2019(02)
- [7]硝基苯生产废水处理工艺研究[D]. 廖伟. 南昌大学, 2019(04)
- [8]电生物膜法去除含Ba2+工业废水的研究[D]. 石芳. 天津大学, 2007(04)
- [9]一种处理含Cr3+电镀污水的新工艺[J]. 刘瑞轩,干爱华,王韬,张敬,李鑫钢. 化学通报, 2005(07)
- [10]一种处理含重金属离子电镀废水的新工艺[J]. 张敬,姜斌,李鑫钢,黄国强,孙津生. 精细化工, 2005(04)