一、纺织生产废水的物理化学处理技术（论文文献综述）
朱世俊[1]（2021）在《给水厂铁泥基催化剂制备及活化过硫酸盐效能与机制》文中进行了进一步梳理给水厂铁泥是在净水工艺中使用铁盐作为混凝剂所产生的副产物,其主要成分为铁盐水解产物[Fe（OH）3]、胶体颗粒、腐殖质以及藻类等杂质。具有原料来源广、产量大、化学官能团丰富等特点,而不恰当的处置方式很可能对生态环境造成二次污染,因此,铁泥具有典型的“污染”与“资源”双重属性。基于过硫酸盐的高级氧化技术被认为是去除难降解有机物的有效方法,过渡金属铁是活化过硫酸盐使用最广泛的催化剂之一。铁泥中含有大量铁元素,对于活化过硫酸盐有较大的应用潜能。因此,如何充分利用铁泥中的有效成分,通过简单、易行的改性方法进行无害化处理的同时实现废物资源化,研制出高效的过硫酸盐催化剂,目前尚未有研究报道。针对以上问题,本研究以实际给水厂铁泥为原料,充分利用其有效成分和结构形态,通过简单、易行的改性方法,实现铁泥的资源化利用,研制了低成本、高活性的铁泥基催化剂,构建了高效过硫酸盐催化氧化体系,以典型抗生素——环丙沙星（CIP）为目标污染物,研究了催化剂活化效能与催化机制。课题首先分析了给水厂铁泥的元素组成与物化性质,初步探究了铁泥对环丙沙星的吸附去除效果以及活化过硫酸盐的氧化降解效能,表明原铁泥的吸附和催化能力均有限,对环丙沙星的去除效果不佳。通过溶剂热还原法改性铁泥成功制备出了磁性催化剂Fe3O4@SiO2,提高了对过一硫酸盐（PMS）的催化活性,相比原铁泥,反应60 min时CIP的去除率由44.7%提高至82.8%。这是由于溶剂热处理使铁泥中部分Fe（Ⅲ）还原成Fe（Ⅱ）,一定程度上提高了对PMS的催化活性。为了进一步提高催化氧化反应速率,利用铁泥作为铁源和载体,通过溶剂热法负载过渡金属钴（Co）,制备出了钴-铁层状双氢氧化物（Co-Fe/SiO2 LDH）。其微观形貌呈现出中空腔体片层结构,拥有较大的比较面积（145.9 m2/g）、较稳定的Co/Fe-O和Co/Fe-Si官能团结构以及良好磁性特征。对PMS有极强的催化活性,反应20 min时CIP的去除率可达99.6%,同时保持较低的金属流失量。Co-Fe/SiO2LDH在多次循环利用中保持了较好的稳定性,并且在不同p H值、共存阴离子、天然有机物以及实际水环境背景条件下均能保持较好的活化性能。为了更充分利用铁泥中铁和有机碳成分,通过一步碳热还原法对铁泥进行改性,制备出零价铁/碳化铁（Fe0/Fe3C）催化剂。随着碳化过程温度的升高,铁泥中铁组分与有机碳之间发生自还原反应,Fe（OH）3被逐步还原为Fe3O4、Fe0和Fe0/Fe3C。其中,Fe0/Fe3C表面形成直径约为25 nm的微球,纳米Fe0均匀地包覆在石墨化碳基材料中,具有良好的磁性特征（35.3 emu/g）。Fe0/Fe3C对PMS表现出最好的催化活性,20 min时CIP的去除率达到98.2%。Fe0/Fe3C有着较好的重复利用性和可再生性,同时也对多种典型有机污染物的降解有着较好的普适性。Fe3O4@SiO2中主要通过Fe（Ⅱ）活化PMS产生SO4·-和·OH,实现有机物的降解。Co-Fe/SiO2 LDH中的Co（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）可直接活化PMS产生SO4·-和·OH。催化剂固体表面Co和Fe之间存在协同作用,Fe（Ⅱ）与Co（Ⅲ）之间的电子转移促进了Co（Ⅱ）的再生。根据两种自由基的共同作用机制,建立了催化反应动力学模型,较好地拟合了有机物氧化降解规律。Fe0/Fe3C中Fe0与石墨化碳之间存在协同作用。Fe0可以直接活化PMS产生自由基,同时促进了Fe（Ⅲ）到Fe（Ⅱ）的转化,维持较高的催化活性。Fe3C中石墨化碳通过电子转移机制也可以活化PMS。该体系中同时产生SO4·-、·OH、O2·-和1O2四种氧化活性物种。CIP的降解主要通过哌嗪环裂解、羟基化反应和氟取代反应,并伴随脱氨基、脱醛基以及脱羧基等作用机制。通过对含铁污泥简单易行的改性方法实现了铁泥的资源化回收再利用,不仅可以减少给水厂对于污泥处理处置费用,同时还可以变废为宝,节约原材料及合成制备成本,体现了“以废物治废水”的核心理念。为铁泥资源化提供理论依据和科学方案。
陈景霞[2]（2021）在《聚乙烯醇（PVA）生产废水处理工艺与效果研究》文中研究指明聚乙烯醇产能的剧增使得大量的聚乙烯醇生产废水处理成为难点,严重影响着产业的可持续发展。针对聚乙烯醇生产废水污染物浓度高、可生化性差、出水难以达标排放的现状,本研究采用“混凝+芬顿+生化”的组合工艺对聚乙烯醇生产废水处理效果进行研究,确定最佳工艺参数,实现废水的达标排放。研究成果可为聚乙烯醇生产废水处理提供新的工艺措施,具有很好的应用前景。主要研究结果如下:（1）通过混凝沉淀法降低废水中的有机物。对常用混凝剂进行筛选,对比各种混凝剂产生絮体情况、处理效果,选定该实验的混凝剂:聚合氯化铝铁,并在混凝时加入聚丙烯酰胺提高处理效果。对混凝沉淀工艺条件进行优化,结果显示:当PFC投加量为0.7 g/L、PAM投加量为0.07 g/L,pH值为7、混凝转速为350 r/min时,混凝效果达到最佳,废水中COD、TN、TP、氨氮、色度去除率分别为62.22%、56.30%、45.60%、40.30%、69.34%。（2）通过COD去除率响应面分析结果发现,PAM投加量、废水的pH值对去除率的影响较显着,PFC和PAM投加量之间的交互作用显着。通过该回归模型优化得到混凝沉淀去除废水中COD的最佳条件:PFC投加量为0.74 g/L、PAM投加量为0.07 g/L、pH值为7.49、搅拌速度为353.73 r/min,预测COD去除率达到67.69%。（3）混凝沉淀后废水中剩余COD浓度为2200～2500 mg/L,B/C值为0.26,进一步采用Fenton法处理废水。结果显示,当投加双氧水13.33 g/L,硫酸亚铁6 g/L,废水的pH值为3,反应时间120 min时,Fenton氧化效果最佳,COD去除率可达63.50%。通过正交试验确定不同因素对处理效果的影响程度,H2O2投加量影响程度最大,其次是Fe SO4·7H2O投加量,然后是pH值、反应时间,氧化过程中废水温度对其影响最小。对Fenton氧化废水中的COD进行反应动力学分析,拟合结果显示:Fenton氧化去除废水中COD符合一级反应动力学方程。（4）经Fenton氧化后,废水中剩余COD、TN、TP分别为800～1200 mg/L、4.0～5.0 mg/L、1.0～1.2 mg/L,废水的B/C提高至0.6。进一步采用SBR反应器对废水进行处理,探究温度、pH值、曝气时间、污泥浓度、溶解氧对其运行效果的影响,并改变进水COD浓度检验反应器的抗冲击负荷能力,结果显示:在温度为25℃、进水pH值为7、溶解氧含量大于3.0 mg/L、污泥浓度为3000 mg/L,反应器按照“瞬时进水-缺氧搅拌2 h-曝气7 h-沉淀2 h-瞬时排水-闲置1 h”模式运行,出水效果最佳,废水中COD、TN、TP去除率均达到89%以上。（5）将“混凝-Fenton氧化-SBR反应器”组合使用,研究组合工艺处理PVA生产废水的运行效果,共监测了30个运行周期内出水水质变化情况。结果显示:出水COD、TN、TP、氨氮、色度分别为80～100 mg/L、4.0～4.5 mg/L、0.3～0.5 mg/L、0.003～0.005 mg/L、5～6倍,组合工艺出水效果好,运行稳定。对该工艺处理废水进行经济性分析,综合考虑电费、药剂费、运行维护等费用,处理每吨PVA生产废水所需费用约为28.13元。相比其他处理方式,该处理方法效果好、成本低,具有较广的应用前景。
陈长锋[3]（2021）在《纺织生产废水的物理化学处理技术》文中认为纺织废水净化是一个具有挑战性的过程。以往的废水处理方法缺乏效率和成本效益,易产生二次污染物。纺织工业占我国出口总额的13%～15%,占中国GDP总额的5%～6%。尽管纺织工业能够助推国家的经济发展,但也有不利的一面,会消耗大量的水、能源和化学品,该行业的各种操作环节和处理过程,都会产生相当数量的废水。将未经处理或部分处理的废水排放到天然水库中会造成水污染。因此,能够有效地处理纺织生产废水的物理化学技术,是目前最值得探讨的内容。
杜昭[4]（2020）在《含PVA印染退浆废水处理工艺研究》文中指出聚乙烯醇（PVA）是一种水溶性高分子有机聚合物,通常很难被微生物降解。由于近年来该化合物在工业生产中的使用越来越多,部分PVA废水排入水体,产生了严重的环境污染问题。因此,如何对含PVA的废水进行有效处理是目前亟待解决的问题。由于PVA是典型的难降解有机物,生物降解性差,传统的生化处理工艺难以取得满意的处理效果,一般的物理化学处理工艺对COD的去除率也很低。为了有效降解PVA,提高其生物降解性,采用铁碳-Fenton耦合氧化法对PVA进行处理,对影响PVA降解效果的主要因素进行了详细研究,并对PVA的降解机理进行了初步讨论。主要研究内容和成果如下:（1）通过正交试验和单因素优化试验,确定了铁碳-Fenton耦合氧化降解含高浓度PVA退浆废水的最佳条件,即p H值为2,Fe/C投加量为8g/L,Fe/C质量比为2:1,H2O2投加量为8 m L/L,耦合时间节点为30 min,耦合反应时长为90min。在此条件下,COD去除率达到74.1%,BOD5/COD值从0.075上升到0.32,废水的可生化性得到了明显的改善,为后续的生物处理创造了条件。（2）通过对正交实验结果的分析,得出结论,各因素对PVA氧化降解的影响大小顺序是:p H>Fe/C投加量>H2O2投加量>Fe/C质量比,即在所选定的影响因素中,p H是影响COD去除率最主要的因素,且p H对实验具有显着性影响。保证适宜的p H有利于铁碳微电解过程中亚铁离子的产生,为Fenton阶段催化H2O2提供催化剂,使整个过程得到较好的COD去除率,是确保工艺过程良好的关键条件。（3）运用活性污泥法对含高浓度PVA废水,稀释过的原废水和经Fe/C和芬顿耦合氧化的废水进行活性污泥氧化处理。结果表明,废水经铁碳和芬顿耦合氧化之后,废水中PVA被降解成易被微生物利用的物质,废水可生物降解性升高,降低了该废水后续生物处理的难度和负荷。（4）运用凝胶渗透色谱、紫外光谱和GC-MS技术初步研究了PVA的降解机理,推导出PVA被耦合反应氧化降解假设途径。铁碳微电解过程中产生还原性[H]有助于PVA解体,把大分子PVA降解为短链节的低分子量的多元醇;耦合反应开始时Fe2+与H2O2形成Fenton试剂,产生羟基自由基·OH,多元醇在活性[H]和·OH的共同作用下生成甲基丙烯酸正辛酯。
柳文浩[5]（2020）在《柠檬酸生产废水制备废水生物处理补充碳源研究》文中研究指明随着废水排放标准的日益严格,采用传统的厌氧-好氧生物工艺处理柠檬酸生产废水（Citric acid production wastewater,CAPW）所需的高额成本给企业带来了很大的经济和环保负担。本研究结合柠檬酸生产废水的排放特点,评估了CAPW改造后作为生活和化工废水生物处理补充碳源实现资源化利用的可行性。基于经济性和资源化的双重理念,探究并优化了可有效回收废水中氮磷元素的生产参数,并将残留的高浓度有机质生产为复合补充碳源（Composite alternative carbon source,CACS）的中试工艺。工艺的建立对缓解CAPW带来的污染问题,提高资源的综合利用效率,促进发酵产业废水处理系统的升级都具有重要的意义。综合评估了补充碳源强化化工和生活废水生物处理的效能差异。比较分析CACS和乙酸钠（NaAc）分别作为共代谢基质强化低浓度聚醚废水（Low-concentration polyether wastewater,LCPW）处理的表观差异,并从活性污泥的胞外聚合物（EPS）产量、脱氢酶活性（DHA）及微生物群落结构变化等角度进行机理阐释;对比研究CACS和NaAc在强化生活废水生物营养盐去除方面的性能差异及其对活性污泥表观特性的影响,并从比反硝化速率、反硝化潜能（PD）和微生物生长因子（YD）等机理角度阐释。本论文主要研究内容及结论如下:（1）CAPW制备CACS的生产参数优化CAPW中83.5%的化学需氧量（COD）可在5 h的生化反应过程被去除,证明CAPW中携带的有机质具有较好的生物可利用性,具备作为强化生活和化工废水生物处理补充碳源的资源化潜质。流加氧化钙（CaO）悬浊液（30%,w/w）预先调节CAPW的pH值为9.5,继续流加20%（以悬浮固体（SS）计）的聚合氯化铝（PAC）,充分反应并经板框压滤后,滤液中总磷（TP）、总氮（TN）和SS的去除率可分别达92.1%、16.1%和96.1%,而COD和碳水化合物的损失率仅分别为11.0%和13.2%。制备的CACS中COD/TN、COD/TP和生化需氧量（BOD5）/COD的比例分别由初始的64.2、116和0.53提升至71.8、1358和0.65。CACS的有机组分主要为有机酸和碳水化合物。CAPW中氮磷元素的高效去除,证明CaO和PAC改善CACS品质上表现出良好的协同作用。（2）CACS和NaAc作共代谢基质强化LCPW处理及机理研究未通过共代谢基质驯化的活性污泥（CK-AC）难以实现LCPW的有效处理,而NaAc和CACS均可作为共代谢基质来驯化活性污泥实现LCPW的达标处理。活性污泥驯化期间,NaAc强化LCPW中COD的去除效果明显优于CACS（P<0.01）。经NaAc和CACS驯化后的活性污泥（分别命名为:NaAc-AC和CACS-AC）均可在不添加共代谢基质的前提下,直接实现LCPW的达标处理。于此期间,NaAc-AC强化LCPW中COD的去除效果却显着低于CACS-AC（P<0.01）。三维荧光分析显示,种泥、NaAc-AC、CACS-AC和CK-AC的EPS组成中色氨酸类蛋白质、溶解性微生物产物及类似物和腐殖酸的荧光强度均呈现逐渐降低的趋势。相比于种泥,NaAc-AC、CACS-AC和CK-AC的EPS含量和DHA均逐渐衰减,其中,NaAc-AC和CACS-AC中的衰减程度相对较小,仍可维持较高的EPS含量和DHA,而CK-AC中EPS含量和DHA分别急剧下降了3.1倍和22.3倍,表明共代谢基质的添加降低了有毒物质对于活性污泥代谢系统的侵害作用,并促进了功能微生物的适应和保留。高通量测序分析表明,相比于种泥,NaAc-AC、CACS-AC和CK-AC中细菌的多样性逐渐降低。NaAc-AC和CACS-AC可高比例的保留种泥中与生物营养盐去除相关的功能微生物（例如,Nitrosomonadaceae和Rhodocyclaceae）。NaAc-AC和CACS-AC中富集的与有毒物质降解有关的功能微生物显现出较大差异,Phycisphaeraceae（10.3%）主要富集于CACS-AC,而Lentimicrobiaceae（14.3%）则主要富集于NaAc-AC中。CACS-AC中更高的微生物多样性可能是其表现出最佳LCPW处理效能的原因。（3）CACS中试生产工艺的构建及过程分析耦合柠檬酸企业过剩低品热源利用和CACS的生产参数,开发出具有经济和生产可行性的中试工艺。两步固液分离单元中CACS的得率均超过95.0%;浓缩单元有助于进一步改善CACS的品质,CACS的COD/TN和BOD5/COD比例分别提升至83.8±1.22和0.78±0.02。CACS品质的提升得益于高温环境下多糖的部分水解和游离氨的吹脱。Ca（35.94%）、O（32.36%）、P（8.79%）、Si（7.32%）和C（6.91%）为固液分离单元截留固形物灰分中占比最高的5种元素,基于CACS生产中使用的辅助原料和涉及的反应,可推测固形物的主要组成为磷酸钙、氧化钙、珍珠岩及少量有机物,具备作为酸性土壤调节剂的资源化潜质。经济分析表明,相比CAPW经传统的厌氧-好氧生物处理,CACS生产工艺的经济性更显着,利润和利润率分别为7.6元/吨和20.2%,表现出良好的工程应用前景。（4）NaAc和CACS强化生活废水生物营养盐去除及机理研究NaAc和CACS均可作为强化生活废水生物营养盐去除的补充碳源。NaAc强化氮去除的效果更显着（P<0.05）,而CACS强化磷去除的效果更显着（P<0.05）。相比NaAc,CACS作为补充碳源时具有可增大污泥粒径和降低活性污泥Zeta电位绝对值的性能优势。CACS和NaAc培养活性污泥的体积粒径和Zeta电位的绝对值分别为54.46μm、41.06μm和8.9±0.30 mV、12.6±0.3 mV。CACS作为补充碳源时产生的增益效果,可能是其携带的Ca2+和Mg2+等二价阳离子桥连了活性污泥上的负电荷位点,同时通过化学反应强化磷元素去除的缘故。利用零级方程对CACS和NaAc作补充碳源时的反硝化过程进行拟合,用以表征其所携带有机组分的反硝化效率。快速降解碳源阶段,CACS的比反硝化速率为10.0 mg-TN/（g-VSS·h）,约为NaAc的78%。若以实现95%的TN去除率作为衡量依据,NaAc的微生物生长因子和反硝化潜能分别为0.43和0.20 g-TN/g-COD,约为CACS的0.65和1.67倍。相比NaAc,CACS可兼顾生物量的维持和反硝化电子供体的供给,故长期选择CACS作为强化废水生物处理补充碳源可能会表现出更佳的应用效能。
韩凯旋[6]（2020）在《高级氧化法预处理叶酸生产废水试验研究》文中研究指明叶酸,是一种水溶性的维生素B复合体之一。叶酸生产过程中会产生大量的难降解废水,其废水组成成分复杂,主要含蝶啶类化合物、L-N-对氨基苯甲酰谷氨酸、2,4,5-三氨基-6-羟基嘧啶硫酸盐,属于有机物浓度高、盐度高、难降解物质多的化工废水。叶酸生产工艺在中国已近三十年,废水问题一直没有彻底解决,成为制约叶酸生产发展和应用的瓶颈。本文为解决叶酸生产废水的处理问题,使用铁炭微电解-Fenton法（Fe/C-Fenton）、硅藻土负载纳米铁镍（NZVI/Ni/DM）和硅藻土负载纳米铁镍-Fenton法（NZVI/Ni/DM-Fenton）三种高级氧化技术对叶酸生产废水进行预处理,以COD和NH3-N的去除率为考察指标,分析了各种方法的pH值、反应时间、投加量等反应条件对叶酸废水处理的影响效果,探讨了降解机理和降解动力学,为实际工业生产需求提供理论依据。（1）以铁屑为零价铁,加入活性炭,铁炭原电池反应中会产生大量Fe2+,加入H2O2,形成Fenton反应,从而构筑铁炭微电解-Fenton体系。考察了铁炭微电解-Fenton技术在处理废水的过程中,初始pH、铁炭比、铁炭投加量、反应时间、H2O2投加方式、H2O2投加量对处理效果的影响。研究结果表明,初始pH、铁炭比、反应时间和H2O2投加量对叶酸生产废水处理效果影响很大。在pH为3,铁炭比2:1,双氧水用量为800mmol/L,反应时间120min的最佳条件下,对叶酸生产废水COD和NH3-N的去除率分别可达到36.87%和77.68%,同时BOD5/COD由0.13提高到0.40。铁碳微电解-Fenton试剂联用预处理叶酸生产废水的反应符合准二级动力学。（2）以硅藻土为载体,镍为掺杂金属负载纳米铁,制备硅藻土负载纳米铁镍（NZVI/Ni/DM）复合材料,以提高纳米颗粒的分散性,增强其反应活性。对负载铁镍的材料采用X射线衍射分析、扫描电镜、比表面积分析、X射线光电子能谱分析进行表征。通过扫描电镜发现纳米铁镍大部分均匀负载到硅藻土上,并均匀分散。负载后的硅藻土比表面积37.74m2/g,孔径10.20nm,孔容0.11cm3/g。考察了NZVI/Ni/DM处理叶酸生产废水过程中,pH、反应时间、温度等对反应进程的影响。实验结果表明:在室温状态下,pH控制在1-3范围内,反应时间240min,摇床转速100r/min,材料的投加量为3g/L。COD的去除率最高可达50%,NH3-N去除率80%。BOD5/COD由0.13提高到0.42。硅藻土负载纳米铁镍（NZVI/Ni/DM）处理叶酸生产废水的反应符合准二级动力学拟合。（3）将NZVI/Ni/DM复合材料的还原反应与Fenton氧化反应相结合,构筑NZVI/Ni/DM-Fenton反应体系。研究结果表明:pH控制在1-3范围内,反应时间240min,摇床转速150r/min,材料的投加量为3g/L,双氧水投加量为800mmol/L。处理后的废水,COD去除率达到59.17%,NH3-N去除率达到89.43。BOD5/COD由0.13提高到0.45,可生化性显着提高。硅藻土负载纳米铁镍-Fenton法（NZVI/Ni/DM-Fenton）处理叶酸生产废水的反应符合准二级动力学拟合。
张伦秋[7]（2019）在《丁苯橡胶生产废水EACD处理技术研究》文中指出丁苯橡胶作为工业原料,其需求量有增无减,其生产废水中有机物浓度高、成分复杂、毒性强且不易分解。因此,开发出高效、经济、环境友好的处理丁苯橡胶生产废水的工艺技术就成了重要的社会需求。本文以抚顺石化分公司下属企业排放的丁苯橡胶生产废水（SBRW）为供试材料,在接地极雾化电晕放电技术（EACD）的基础上,借鉴Fenton试验处理污水的技术与原理,通过调控处理废水的p H、添加Fe SO4和H2O2,优化废水处理时间,对EACD技术用于丁苯橡胶生产废水的可行性、工艺改进进行了深入的探讨,所得主要结果如下。1.确定了自制设备EACD的放电伏安特性曲线。由伏安曲线得出该装置的起晕电压为8 k V,运行最佳电压为11 k V、处理废水时适宜的废水流量为71 m L·min-1。在废水水（流）量相同、电压相等的条件下,负极（即负电晕）产生的电流大于正极所产生的电流,且负极电流随水（流）量的增大而降低。2.EACD装置处理丁苯橡胶生产废水效果良好。原状丁苯橡胶生产废水以71m L·min-1的（流）量,经电压为11 k V的EACD装置处理21 min后,其COD值从600.8mg·L-1降至200.0 mg·L-1,降低了66.7%;BOD5值随处理时间延长而上升,从最初的50.0 mg·L-1升至70.0 mg·L-1,而后稳定在68.0 mg·L-1,BOD5/COD比值从0.08增大至0.35;Tb值从106.0 NTU降至35.0 NTU,下降了67.0%。3.与添加H2O2、Fe SO4和调节p H前处理措施联合使用,EACD处理丁苯橡胶生产废水的效果进一步提高。在其它条件不变的情况下,待处理丁苯橡胶500 m L生产废水中添加0.8 g的Fe SO4,废水处理后COD值明显降低,COD去除率由66.7%上升至86.7%,BOD5/COD比值由0.35提高至0.54。同样,调节待处理丁苯橡胶生产废水的p H也会对EACD处理废水效果产生明显影响。处理后废水COD去除率随处理前的废水p H值增大而增加,即碱性条件有利于EACD处理废水对COD的去除。而添加H2O2对EACD处理丁苯橡胶生产废水的效果无显着影响。4.EACD与Fenton试剂联合使用可显着提高处理丁苯橡胶生产废水的效率。Fenton试剂是污水处理常用的一种试剂,是p H=3～5的H2O2与Fe SO4的混合溶液。丁苯橡胶生产废水用Fenton试剂单独处理,即,在500m L待处理水样中添加0.8 g Fe SO4和3 m L H2O2,60 min后其COD值从600.8 mg·L-1降至122 mg·L-1、去除率约为80%,BOD5/COD从0.08提高至0.40。在丁苯橡胶生产废水中加入同上浓度的Fenton试剂,再用EACD处理,处理30 min后废水COD值时降至100 mg·L-1以下,不仅显着地提高了处理废水速率,也提高效果。5.优化处理工艺组合可以大幅提高EACD处理丁苯橡胶废水效率和效果。处理时间、废水p H、H2O2和Fe SO4的添加等因素都是影响EACD处理丁苯橡胶废水效率和效果的重要因素。正交试验结果表明添加Fe SO4浓度1600 mg·L-1、废水p H调节至11、放电时间21 min、放电电压11.5 k V是EACD处理丁苯橡胶生产废水的最佳工艺;用该工艺技术参数处理丁苯橡胶生产废水COD去除率为89.1%。6.用活性炭覆盖管电极表层-改进EACD废水处理装置丁苯橡胶生产废水处理效果明显提高。用改进后的EACD装置处理废水,COD的去除率提高了约9%;用活性炭改进后的EACD装置与Fenton试剂联用处理丁苯橡胶生产废水,21 min后废水的COD值下降至35 mg·L-1,达稳定状态。另外,EACD与Fe2+催化、纳滤浓缩膜-Fe2+催化工艺结合处理丁苯橡胶生产废水,COD去除率提高,但费用增加、成本上升。Fe2+催化EACD装置与纳滤浓缩膜结合使用,可以实现Fe2+的循环使用,进一步降低废水处理成本。7.Fe2+催化EACD处理丁苯橡胶生产废水的机理是:EACD装置的放电电极接入高电压后,空气和SBRW被高压电离,产生自由电子和活性粒子,撞击有机污染物（R）,化学键断裂,有机污染物被逐步分解为CO2和H2O;而Fe2+能够与活性粒子发生化学配位作用,促进活性粒子与有机污染的反应效率;同时还存在着电子碰撞和Fe2+循环反应(Fe2+→……Fe3+→……Fe2+),以电子雪崩的形式相互促进,从而提高电子对H2O、O2碰撞几率,产生更多的活性粒子,即,提高EACD对有机物的氧化能力,从而提高COD的去除效率。总之,本文首次提出以Fe2+催化EACD、纳滤浓缩膜-Fe2+催化EACD处理丁苯橡胶生产废水技术的思路,设计出新的高效、经济、环境友好的丁苯橡胶生产废水处理工艺,并通过实验验证了这一工艺的可行性。该工艺在实际生产中具有广阔的应用前景和发展空间。
刘琪[8]（2019）在《新型g-C3N4-x光催化剂的设计制备及其深度处理页岩气返排液研究》文中研究表明随着社会经济的不断发展,日渐凸显的能源短缺和环境污染问题严重威胁着人类社会的进一步发展。页岩气是一种清洁、高效的非常规天然气资源,在我国涪陵地区已开始大规模开采,促进了长江经济带的经济发展,并有力地保障了我国的能源安全。但是,在页岩气的开采过程中会产生大量含难降解有机物的工业废水,对自然生态和人类生活构成巨大威胁。光催化技术是一种利用光能去除有机污染物的可持续、环境友好技术,受到广泛关注。近来,新型非金属光催化剂——石墨相氮化碳（g-C3N4）由于具有合适的禁带宽度（～2.7 e V）、良好的物理和化学稳定性、原料来源丰富、制备过程简单等诸多优点,具有更好的应用前景。但是,g-C3N4在光催化反应过程中光生电子和空穴的复合速率较高,降低了光催化活性。本论文以提升g-C3N4的光催化活性为目的,通过缺陷控制、带隙调控、构建异质结等方式,开发了3种氮缺陷g-C3N4-x复合催化材料,并对其性能开展了模拟试验研究。最后使用所制备的材料对页岩气开采过程中产生的返排液废水进行光催化深度处理,以期达标外排或回用,实现工业废水的资源化利用。主要研究结果如下:（1）通过将热刻蚀温度提高至625℃,制备出含有氮缺陷结构的g-C3N4-x。该方法原料易得,制备过程简单易行。研究了g-C3N4-x的组成、形貌,以罗丹明B（Rh B）和酸性红（AR）作为目标污染物对g-C3N4-x的光催化性能进行了评价,反应速率分别为g-C3N4的2.40和1.66倍。并对其光催化机理进行了探讨,认为氮缺陷的引入可以改善光生载流子迁移和分离速率,从而显着改善光催化活性;（2）在制备g-C3N4-x的基础上,采用一步合成法在g-C3N4-x表面复合Fe2O3合成了Fe2O3/g-C3N4-x光催化剂。g-C3N4、g-C3N4-x、0.02Fe2O3/g-C3N4-x对Rh B的降解速率常数分别为0.0064 min-1、0.0155 min-1、0.0791 min-1,表明复合材料在氮缺陷的基础上,光催化性能有了进一步的提升,同时探讨了复合催化剂的光催化机理;（3）采用分步合成法合成了具有异质结构的Mo O3/g-C3N4-x复合光催化剂。所制备的Mo O3的禁带位置为2.94～-0.04 e V。Mo O3/g-C3N4-x复合材料的光催化降解、杀菌性能要优于g-C3N4-x。主要是Z型电子转移方式降低光生电子-空穴对的复合几率,从而促进了·OH、·O2-、h+三种活性基团的产生,有助于光催化反应的进行;（4）通过水热合成法成功合成具有电子转移机制为Z型的Bi2Mo O6/g-C3N4-x复合光催化剂。结合XRD、TEM、XPS等的测试结果,对样品的结构、形貌、元素价态组成等进行了表征,表明复合材料中Z型电子转移显着提高了复合材料的光催化活性,主要原因在于复合材料中Z型载流子的传递路径的形成,降低了光生电子-空穴的复合率,延长了光生载流子的寿命,使催化剂的光催化活性得到了增强;（5）使用g-C3N4、g-C3N4-x以及0.02Fe2O3/g-C3N4-x、0.03Mo O3/g-C3N4-x、0.50Bi2Mo O6/g-C3N4-x三种复合光催化剂,对经过絮凝工艺预处理后的页岩气开采过程中的返排液废水进行可见光深度净化处理。试验结果表明,氮缺陷的引入能一定程度上提高石墨相氮化碳材料对返排液废水的净化效果;Fe2O3/g-C3N4-x、Mo O3/g-C3N4-x、Bi2Mo O6/g-C3N4-x复合材料能进一步提高材料的光催化性能。五种光催化材料对返排液中有机污染物的降解过程为先将大分子有机物降解为小分子有机物,最终将其矿化为CO2和H2O,经过光催化深度处理后的尾水COD等指标低于国家标准规定的限值,可以达标外排或回用。
夏龙贵[9]（2019）在《年产25万吨差别化化学纤维项目工艺设计》文中研究表明当前,差别化化学纤维已被纺织业一致公认为是当前最具有潜力的高档纤维,拥有环保性和优良性能。经过多年的发展,差别化化学纤维已得到国际、国内广大消费者的认同,市场需求量逐年增大。差别化化学纤维生产中的主工艺车间是原液车间、纺练车间和酸站。本项目工艺设计采用国际上成熟的、先进的差别化化学纤维生产技术,工艺稳定、设备密闭、控制系统可靠。本项目建成后将为我国的纺织业提供高质量的差别化化学纤维,将大大改善纺织业的产品结构。本人参加了本项目的三个主工艺车间的工艺设计。工艺设计满足经济效益的要求,原材料及能耗少,成本低,经济上合理。
吴哲帅[10]（2019）在《净水厂排泥水回流参数及安全性试验研究》文中研究说明净水厂的生产废水约占到生产总量的3%7%,其中主要包括反应池、沉淀池的排泥水和滤池的反冲洗水。这部分废水就近排入自然水体会对水环境以及水生态造成一定的破坏,也不利于水厂可持续发展。大型的净水厂会配备完整的污泥处置系统。对于一些中小型水厂,由于产泥量少和经济因素无法配置成套的污泥处置系统,这时候对于排泥水的回流利用就显得尤为重要。回收这部分水具有节约资源和保护环境的双重意义,但排泥水当中截留了原水当中大量的悬浮杂质、金属离子、有机物、微生物等,所以排泥水的回用必须考虑到出水的安全性问题,故有必要开展基于排泥水回流参数和回流以后对出水安全性风险影响的研究。本文主要开展基于排泥水回流的小试和中试实验。在排泥水回流参数,回流后出水的安全性,Zeta电位和絮体的变化以及低温低浊水处理效果等几个方面展开研究。小试实验结果表明排泥水的回流的确能起到强化混凝,降低出水浊度的效果,且在低投药量下回流的效果更加明显。低浊度的排泥水回流需要较高的回流比才能起良好的出水效果,高浊度的排泥水往往只需要较低的回流比就能达到出水的最佳工况点。由此总结出在该实验条件下排泥水的回流量和回流浓度的乘积稳定在一定的范围之内,对于已知浊度的排泥水的回流就能估算需要的回流比。排泥水的回流只要控制合适的回流比就不会对出水的Al、Fe、细菌总数、CODMn有较大的影响。相比较于回流比,投药量还是在影响出水效果上占主导作用。中试试验的结果表明,对于浊度和色度来说要在最佳的投药量下才能保证出水的最佳工况点,且随着回流比的增加,出水的浊度和色度也有一定程度的上升,最低的出水浊度和色度均出现在回流比为2%4%之间。排泥水的回流对于水体当中有机物的去除能力有限。从实验结果来看最佳工况点出现在投药量为30mg/L,回流比为4%和6%时,其CODMn和UV254的去除率分别在35%和20%左右。随着回流比的增大,CODMn和UV254的值会有一定的上升,故控制回流比低于6%为宜。氨氮的去除率也不高,且随着回流比的增大,氨氮的浓度也会有上升的趋势。排泥水的回流对于总P有较好的去除效果,低投药量下效果也较好,总体随着回流比的增加,总P的含量上升的幅度并不大。通过对沉后出水利用ICP-CES进行金属含量的分析后表明,排泥水的回流对于各项金属指标均没有明显的累积效应,其出水的金属浓度受回流比和投药量的影响均较小。同时测定了30mg/L的最佳投药量时,不同回流比下沉淀池出水的细菌总数和粪大肠菌群数表明,排泥水的回流起先对沉后出水的微生物的累积效果并不明显,一旦回流比超过6%后,其出水的细菌总数和粪大肠菌群就会被重新释放到水体当中,引起倍数级的增长,从而会影响到后续水的过滤和消毒。通过测定排泥水回流后水体的Zeta电位表明,排泥水的回流能在混凝剂作用的基础上进一步降低胶体的Zeta电位,形成的絮体也更加的密实,更易于沉淀。原水处于低温低浊条件下排泥水有无回流前后对比实验表明,排泥水的回流对出水的浊度、CODMn和UV254有更好的去除率,对低温低浊水有较好的处理效果。综合各项中试排泥水回流后的出水指标可以得出:在此种中试条件下,当回流比控制在4%时,就既能在一定程度上起到强化混凝增强出水水质的效果,且无明显的安全性风险,还能为后续的水处理阶段减轻负担,且对低温低浊水也有较好的处理效果。
二、纺织生产废水的物理化学处理技术（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、纺织生产废水的物理化学处理技术（论文提纲范文）
（1）给水厂铁泥基催化剂制备及活化过硫酸盐效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 过硫酸盐催化氧化降解有机污染物的研究进展 |
| 1.2.1 环丙沙星特性及在水环境中的污染现状 |
| 1.2.2 硫酸根自由基的氧化特性 |
| 1.2.3 硫酸根自由基与有机物的作用机制 |
| 1.2.4 硫酸根自由基的产生以及在水处理中的应用 |
| 1.3 过硫酸盐铁系催化剂的研究进展 |
| 1.3.1 均相催化剂 |
| 1.3.2 非均相催化剂 |
| 1.3.3 协同辅助工艺 |
| 1.4 给水厂污泥研究现状 |
| 1.4.1 给水厂污泥的来源与性质 |
| 1.4.2 给水厂污泥的危害与处置 |
| 1.4.3 含铁污泥资源化回收与应用 |
| 1.5 研究目的、意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 铁泥基催化剂制备方法 |
| 2.2.1 原铁污泥预处理方法 |
| 2.2.2 Fe_3O_4@SiO_2 催化剂的制备 |
| 2.2.3 Co-Fe双金属氧化物催化剂的制备 |
| 2.2.4 Fe~0/Fe_3C催化剂的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 储备液配制 |
| 2.3.2 铁泥酸洗方法 |
| 2.3.3 环丙沙星吸附试验 |
| 2.3.4 环丙沙星催化氧化降解试验 |
| 2.3.5 氧化活性物质捕获试验 |
| 2.3.6 水质因素影响试验 |
| 2.3.7 催化剂循环利用试验 |
| 2.3.8 催化氧化不同有机物的选择性试验 |
| 2.4 催化剂物化性质分析方法 |
| 2.4.1 物相组成、晶体结构表征 |
| 2.4.2 微观形貌表征 |
| 2.4.3 元素组成与价态分析 |
| 2.4.4 表面电核和官能团分析 |
| 2.4.5 比表面积和平均孔径表征分析 |
| 2.4.6 热重分析 |
| 2.4.7 磁性特性分析 |
| 2.5 分析检测方法 |
| 2.5.1 有机物浓度测定 |
| 2.5.2 总有机碳浓度测定 |
| 2.5.3 金属离子测定 |
| 2.5.4 反应活性物质测定 |
| 2.5.5 氧化中间产物测定 |
| 2.5.6 过一硫酸盐浓度测定 |
| 第3章 溶剂热法制备铁泥基铁氧化物及活化过硫酸盐效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 给水厂铁泥的产生及理化性质分析 |
| 3.2.1 给水厂铁泥的产生流程 |
| 3.2.2 给水厂铁泥的组分分析 |
| 3.2.3 给水厂铁泥的理化性质分析 |
| 3.3 原铁泥对环丙沙星去除的初步评价 |
| 3.3.1 铁泥对环丙沙星的吸附 |
| 3.3.2 铁泥对过硫酸盐的活化作用 |
| 3.3.3 铁泥投加量对环丙沙星去除效能的影响 |
| 3.3.4 PMS投加量对环丙沙星去除效能的影响 |
| 3.4 铁氧化物Fe_3O_4@SiO_2的制备与表征 |
| 3.4.1 催化剂制备过程分析 |
| 3.4.2 催化剂晶体结构分析 |
| 3.4.3 催化剂微观形貌的分析 |
| 3.4.4 催化剂比表面积与官能团分析 |
| 3.4.5 催化剂磁性特征分析 |
| 3.5 铁氧化物活化过硫酸盐的效能研究 |
| 3.5.1 不同催化剂活化PMS的效能比较 |
| 3.5.2 Fe_3O_4@SiO_2对PMS和 PDS催化活性的比较 |
| 3.5.3 影响因素分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 钴改性铁泥制备层状双金属氧化物及活化过硫酸盐效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 钴负载铁泥制备双金属催化剂的探究 |
| 4.2.1 钴负载量对催化剂晶体结构的影响 |
| 4.2.2 钴负载量对催化剂微观形貌的影响 |
| 4.2.3 催化剂比表面积及官能团分析 |
| 4.2.4 催化剂磁性特征分析 |
| 4.2.5 催化剂对PMS活化性能的初步评价 |
| 4.2.6 溶剂热温度对Co-Fe/SiO_2 LDH微观形貌的影响 |
| 4.2.7 溶剂热温度对Co-Fe/SiO_2 LDH活化效能的影响 |
| 4.3 Co-Fe/SiO_2 LDH活化过硫酸盐的效能研究 |
| 4.3.1 活化过硫酸盐降解环丙沙星的效能分析 |
| 4.3.2 PMS投加量对环丙沙星去除效能的影响 |
| 4.3.3 催化剂投加量对环丙沙星降解效能及PMS分解速率的影响 |
| 4.3.4 催化剂稳定性及反应前后理化性质变化 |
| 4.3.5 催化氧化体系对不同种类有机物的普适性研究 |
| 4.4 水质因素对环丙沙星催化氧化降解效能的影响 |
| 4.4.1 初始pH值对催化反应的影响 |
| 4.4.2 反应温度对催化反应的影响 |
| 4.4.3 共存阴离子对催化反应的影响 |
| 4.4.4 天然有机物对催化反应的影响 |
| 4.4.5 实际水体背景对催化反应的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 碳热还原改性铁泥制备零价铁/碳化铁及活化过硫酸盐效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 碳热还原过程中铁泥理化特性变化分析 |
| 5.2.1 碳化温度对铁泥晶体结构及物相变化的影响 |
| 5.2.2 不同碳化温度下产物微观形貌的分析 |
| 5.2.3 不同碳化温度下产物比表面积及官能团分析 |
| 5.2.4 不同碳化温度下产物磁性特征分析 |
| 5.2.5 不同碳化温度下产物活化PMS效能比较 |
| 5.3 Fe~0/Fe_3C活化过硫酸盐降解环丙沙星的效能研究 |
| 5.3.1 Fe~0/Fe_3C对不同过氧化物催化活性的比较 |
| 5.3.2 Fe~0/Fe_3C与不同铁系催化剂活化PMS的效能比较 |
| 5.3.3 催化剂重复利用性和稳定性研究 |
| 5.3.4 催化氧化体系对不同种类有机物的普适性研究 |
| 5.4 影响因素对Fe~0/Fe_3C催化效能的分析 |
| 5.4.1 初始p H值对催化反应的影响 |
| 5.4.2 反应温度对催化反应的影响 |
| 5.4.3 Fe~0/Fe_3C投加量对催化反应的影响 |
| 5.4.4 PMS投加量对催化反应的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 铁泥基催化剂活化过硫酸盐降解环丙沙星作用机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 Fe_3O_4@SiO_2活化PMS降解环丙沙星机制分析 |
| 6.2.1 自由基的鉴定和分析 |
| 6.2.2 Fe_3O_4@SiO_2活化PMS作用机制 |
| 6.3 Co-Fe/SiO_2 LDH活化PMS降解环丙沙星机制分析 |
| 6.3.1 自由基的鉴定和分析 |
| 6.3.2 氧化降解环丙沙星动力学分析 |
| 6.3.3 Co和Fe协同作用机制 |
| 6.3.4 Co-Fe/SiO_2 LDH活化PMS作用机制分析 |
| 6.4 Fe~0/Fe_3C活化PMS降解环丙沙星机制分析 |
| 6.4.1 氧化活性物种的鉴定和分析 |
| 6.4.2 Fe~0与石墨碳协同作用机制 |
| 6.4.3 Fe~0/Fe_3C活化PMS对环丙沙星去除机制分析 |
| 6.4.4 环丙沙星氧化产物及降解路径分析 |
| 6.5 本章小节 |
| 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 |
（2）聚乙烯醇（PVA）生产废水处理工艺与效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 PVA生产废水的来源及性质 |
| 1.1.2 PVA生产废水的特点与危害 |
| 1.2 PVA生产废水处理现状 |
| 1.2.1 混凝法 |
| 1.2.2 高级氧化法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 活性炭吸附法 |
| 1.3 研究目的和主要内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 PVA生产废水水质 |
| 2.2 工艺流程 |
| 2.3 实验材料及装置 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 实验分析方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 活性污泥性能分析方法 |
| 2.4.3 三维荧光光谱分析方法 |
| 3.结果与讨论 |
| 3.1 混凝沉淀对PVA生产废水的处理效果 |
| 3.1.1 混凝剂筛选 |
| 3.1.2 PFC投加量对处理效果影响 |
| 3.1.3 PAM投加量对处理效果影响 |
| 3.1.4 混凝转速对处理效果影响 |
| 3.1.5 pH值对处理效果影响 |
| 3.1.6 混凝沉淀法去除废水中COD的响应面优化试验 |
| 3.2 Fenton氧化对PVA生产废水的处理效果 |
| 3.2.1 H_2O_2投加量对处理效果影响 |
| 3.2.2 Fe SO_4·7H_2O投加量对效果影响 |
| 3.2.3 pH值对处理效果影响 |
| 3.2.4 反应时间对处理效果影响 |
| 3.2.5 反应温度对处理效果的影响 |
| 3.2.6 正交试验 |
| 3.2.7 Fenton氧化反应动力学分析 |
| 3.3 SBR反应器对PVA生产废水的处理效果 |
| 3.3.1 活性污泥的培养与驯化 |
| 3.3.2 温度对运行效果的影响 |
| 3.3.3 pH值对运行效果的影响 |
| 3.3.4 曝气时间对运行效果的影响 |
| 3.3.5 污泥浓度对运行处理的效果 |
| 3.3.6 溶解氧(DO)对运行效果影响 |
| 3.3.7 SBR反应器抗冲击负荷能力 |
| 3.4 组合工艺处理PVA生产废水 |
| 3.4.1 组合工艺处理废水效果 |
| 3.4.2 水中DOM三维荧光分析 |
| 3.4.3 经济性分析 |
| 4.结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士期间科研成果 |
（3）纺织生产废水的物理化学处理技术（论文提纲范文）
| 1 织物的基本结构 |
| 2 纺织生产废水的化学处理技术 |
| 3 纺织生产废水的物理处理技术 |
| 4 纺织生产废物处理的发展 |
| 5 结语 |
（4）含PVA印染退浆废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 印染退浆废水现状 |
| 1.2.1 印染生产工艺 |
| 1.2.2 印染废水的来源及主要污染成分 |
| 1.2.3 印染废水的主要特点 |
| 1.2.4 印染废水的主要危害 |
| 1.3 聚乙烯醇概述 |
| 1.3.1 聚乙烯醇的性质简介 |
| 1.3.2 聚乙烯醇的物理性质 |
| 1.3.3 聚乙烯醇的化学性质 |
| 1.3.4 聚乙烯醇的命名方法 |
| 1.3.5 聚乙烯醇的溶解方法 |
| 1.3.6 聚乙烯醇的适用领域 |
| 1.4 退浆废水简介 |
| 1.4.1 退浆废水的产生与特点 |
| 1.4.2 退浆废水的影响 |
| 1.4.3 退浆废水的处理现状 |
| 1.4.3.1 生物法 |
| 1.4.3.2 物理化学法 |
| 1.4.3.3 高级氧化法 |
| 1.5 铁碳微电解法处理染料废水的研究现状 |
| 1.5.1 铁碳微电解法概述 |
| 1.5.2 铁碳微电解法反应基本原理 |
| 1.5.3 铁碳微电解工艺的研究现状 |
| 1.5.3.1 铁碳微电解法的研究进展 |
| 1.5.3.2 铁碳微电解法工艺的性质 |
| 1.5.3.3 铁碳微电解法的优缺点 |
| 1.6 Fenton法处理印染废水的研究现状 |
| 1.6.1 Fenton试剂与类Fenton试剂法 |
| 1.6.2 Fenton反应处理废水中的作用 |
| 1.6.3 Fenton高级氧化技术表现的特性 |
| 1.6.4 Fenton氧化法处理染料废水的研究 |
| 1.6.5 Fenton反应与其它方法结合用于染料降解的研究进展 |
| 1.6.5.1 Fenton氧化法与混凝法结合进行染料降解 |
| 1.6.5.2 引入其它物质促进Fenton氧化反应处理染料废水 |
| 1.6.6 Fenton反应处理染料废水存在的问题与发展趋势 |
| 1.7 铁碳微电解-Fenton组合工艺的技术研究 |
| 1.7.1 铁碳微电解-Fenton联合工艺的技术研究 |
| 1.7.2 微电解-Fenton耦合工艺的技术研究 |
| 1.8 本论文研究的主要内容、目的与意义 |
| 1.8.1 本论文研究的目的及主要内容 |
| 1.8.2 本论文研究的意义与创新 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 印染退浆废水来源与性质 |
| 2.2 实验试剂和仪器 |
| 2.2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实验前的准备 |
| 2.3.2 实验装置及实验步骤 |
| 2.4 实验结果的测试方法 |
| 2.4.1 PVA的测定 |
| 2.4.2 COD的测定 |
| 2.4.3 BOD的测定 |
| 2.4.4 TOC的测定 |
| 2.4.5 气质联用(GC-MS) |
| 2.5 本章小结 |
| 3 铁碳微电解-Fenton耦合工艺实验研究 |
| 3.1 铁碳微电解-Fenton耦合工艺正交实验研究 |
| 3.1.1 正交实验考查的影响因素 |
| 3.1.2 正交实验的因素与水平 |
| 3.1.3 正交实验的结果 |
| 3.1.4 正交实验结果的分析 |
| 3.1.4.1 试验结果与极差分析 |
| 3.1.4.2 正交试验结果的方差分析 |
| 3.2 铁碳微电解-Fenton耦合工艺单因素优化实验研究 |
| 3.2.1 体系p H值对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.2 铁碳填料投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.3 双氧水投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.4 铁碳比对CODCr和PVA去除率的影响 |
| 3.2.5 耦合时间节点的影响 |
| 3.2.6 耦合反应时间的影响 |
| 3.3 活性污泥法验证废水可生化性的提高 |
| 3.3.1 印染废水可生化性的评价 |
| 3.3.2 活性污泥法 |
| 3.3.3 活性污泥法实验方法 |
| 3.4 优化条件下的去除效果 |
| 3.5 工艺对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 PVA的耦合氧化机理研究 |
| 4.1 PVA溶液的配制及性质 |
| 4.2 根据表观参数的变化推断耦合反应过程中PVA的变化途径 |
| 4.3 分子量分布的测定 |
| 4.4 紫外-可见吸收光谱 |
| 4.5 中间产物的GC-MS分析 |
| 4.6 假设PVA的耦合氧化途径 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（5）柠檬酸生产废水制备废水生物处理补充碳源研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 柠檬酸生产废水概述 |
| 1.1.1 柠檬酸生产废水的产生 |
| 1.1.2 柠檬酸生产废水的处理现状 |
| 1.1.3 柠檬酸生产废水的资源化潜质 |
| 1.2 补充碳源强化化工废水处理研究进展 |
| 1.2.1 化工废水的来源和特征 |
| 1.2.2 化工废水处理现状及问题 |
| 1.2.3 补充碳源强化化工废水处理 |
| 1.3 补充碳源强化生活废水生物脱氮研究进展 |
| 1.3.1 生物脱氮与碳消耗 |
| 1.3.2 补充碳源强化生物脱氮 |
| 1.4 研究意义和内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 立题依据和研究意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 利用柠檬酸生产废水制备补充碳源的工艺构建 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设置 |
| 2.2.3 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 柠檬酸生产废水制备补充碳源的可行性研究 |
| 2.3.2 钙盐沉淀对柠檬酸废水氮磷回收和有机质保留的影响 |
| 2.3.3 添加PAC对补充碳源品质改善的研究 |
| 2.3.4 补充碳源的有机组成分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 补充碳源的中试生产过程分析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设备 |
| 3.2.3 中试生产方案的优化选择 |
| 3.2.4 补充碳源的中试生产 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 补充碳源生产方案的优化选择及稳定性评估 |
| 3.3.2 生产过程中固液分离单元的效能评估 |
| 3.3.3 浓缩单元对补充碳源理化特征的影响研究 |
| 3.3.4 补充碳源生产方案的经济可行性评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 补充碳源/乙酸钠作共代谢基质强化聚醚废水处理的对比研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 聚醚废水的来源及理化特征 |
| 4.2.2 实验设置 |
| 4.2.3 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 聚醚废水表观处理效果的对比分析 |
| 4.3.2 活性污泥胞外聚合物和脱氢酶活性的差异研究 |
| 4.3.3 活性污泥中微生物群落结构的变化研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 补充碳源/乙酸钠强化生活废水生物处理对比研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设置 |
| 5.2.3 分析测试方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 生活废水表观处理效果的对比研究 |
| 5.3.2 活性污泥表观特性的对比研究 |
| 5.3.3 活性污泥比反硝化速率的对比分析 |
| 5.3.4 反硝化潜能和微生物生长因子分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 主要结论和研究展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 :作者在攻读硕士期间发表的论文 |
（6）高级氧化法预处理叶酸生产废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 物化法处理化工废水 |
| 1.1.1 混凝沉淀法 |
| 1.1.2 吸附法 |
| 1.1.3 气浮法 |
| 1.1.4 吹脱法 |
| 1.1.5 三维电极法 |
| 1.2 生物法处理化工生产废水 |
| 1.2.1 好氧生物处理 |
| 1.2.2 厌氧生物处理 |
| 1.3 高级氧化技术 |
| 1.3.1 铁炭微电解法 |
| 1.3.2 光化学氧化法 |
| 1.3.3 芬顿氧化法 |
| 1.3.4 硅藻土及纳米铁的研究 |
| 1.4 叶酸生产废水的特性 |
| 1.5 选题科学依据 |
| 1.5.1 课题研究意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第2章 实验部分 |
| 2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 指标测定方法 |
| 2.3.1 实验水样 |
| 2.3.2 COD测定方法 |
| 2.3.3 氨氮测定方法 |
| 2.3.4 废水BOD_5的测定 |
| 2.4 表征方法 |
| 2.4.1 X射线衍射分析 |
| 2.4.2 比表面积分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析 |
| 2.4.4 扫描电镜 |
| 2.5 反应动力学分析 |
| 第3章 铁碳微电解-Fenton法预处理叶酸生产废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验操作 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 反应条件对处理效果的影响 |
| 3.3.2 正交实验 |
| 3.3.3 废水可生化性 |
| 3.3.4 与传统工艺比较 |
| 3.3.5 反应动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 硅藻土负载纳米铁镍预处理叶酸生产废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验操作 |
| 4.2.1 硅藻土的组成及结构分析 |
| 4.2.2 硅藻土负载纳米铁镍的制备 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 材料表征结果分析 |
| 4.3.2 反应条件对处理效果的影响 |
| 4.3.3 反应动力学分析 |
| 4.3.4 废水可生化性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 硅藻土负载纳米铁镍-Fenton法预处理叶酸生产废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验操作 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 反应条件对处理结果的影响 |
| 5.3.2 反应动力学分析 |
| 5.3.3 废水可生化性 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A(攻读学位期间所发表的学术论文目录) |
（7）丁苯橡胶生产废水EACD处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 丁苯橡胶生产废水(SBRW)处理现状 |
| 1.2.1 物理技术 |
| 1.2.2 化学技术 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 接地极雾化电晕放电技术(EACD) |
| 1.2.5 联合处理技术 |
| 1.3 本文的研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的、意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 EACD实验装置设计与实验方法 |
| 2.1 实验装置设计 |
| 2.1.1 工作原理 |
| 2.1.2 设计思路 |
| 2.1.3 装置的结构及其使用运行 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 其它实验设备 |
| 2.4 电晕放电及水处理实验 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 接地雾化电晕放电技术(EACD)处理丁苯橡胶生产废水 |
| 3.1.1 接地雾化电晕放电特性 |
| 3.1.2 EACD放电时间对丁苯橡胶生产废水处理效果的影响 |
| 3.1.3 丁苯橡胶生产废水p H值对EACD技术处理效果的影响 |
| 3.1.4 FeSO_4 用量对EACD技术处理丁苯橡胶生产废水效果的影响 |
| 3.1.5 H_2O_2 用量对EACD技术处理丁苯橡胶生产废水的影响 |
| 3.1.6 EACD处理丁苯橡胶生产废水正交实验设计 |
| 3.1.7 EACD处理丁苯橡胶生产废水完全实验分析 |
| 3.2 Fenton试剂处理丁苯橡胶生产废水的效果 |
| 3.2.1 Fenton试剂处理丁苯橡胶生产废水正交实验设计 |
| 3.3 Fenton试剂对EACD处理丁苯橡胶生产废水的影响 |
| 3.4 AC-EACD处理丁苯橡胶生产废水研究 |
| 3.4.1 AC-EACD放电特性测试 |
| 3.4.2 AC-EACD处理丁苯橡胶生产废水研究 |
| 3.5 Fenton试剂对AC-EACD处理丁苯橡胶生产废水 |
| 3.6 丁苯橡胶生产废水(SBRW)处理前后水质成分定性分析 |
| 第四章 工艺优化及经济技术比较 |
| 4.1 EACD处理丁苯橡胶生产废水工艺优化 |
| 4.1.1 纳滤浓缩膜的工作原理 |
| 4.1.2 纳滤浓缩膜-Fe~(2+)催化EACD装置运行过程 |
| 4.1.3 纳滤浓缩膜-Fe~(2+)催化EACD装置的优点 |
| 4.2 常见的丁苯橡胶生产废水处理技术比较 |
| 第五章 EACD处理丁苯橡胶生产废水机理分析 |
| 5.1 EACD对丁苯橡胶生产废水处理机理分析 |
| 5.2 Fe~(2+)催化EACD对丁苯橡胶生产废水处理机理分析 |
| 第六章 结论、创新点与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足之处与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（8）新型g-C3N4-x光催化剂的设计制备及其深度处理页岩气返排液研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 页岩气生产废水的处理技术 |
| 1.2.1 页岩气生产废水 |
| 1.2.2 页岩气生产废水的处理与处置 |
| 1.2.3 页岩气生产废水处理工艺 |
| 1.3 光催化深度处理技术 |
| 1.3.1 光催化反应机理 |
| 1.3.2 影响光催化反应的因素 |
| 1.4 石墨相氮化碳光催化剂 |
| 1.4.1 氮化碳的起源与结构 |
| 1.4.2 石墨相氮化碳的结构与性能 |
| 1.4.3 石墨相氮化碳的制备 |
| 1.4.4 石墨相氮化碳的改性 |
| 1.5 本论文的选题依据和研究内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究内容与方法 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 氮缺陷g-C_3N_(4-x)的设计、制备及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 试验试剂及设备 |
| 2.2.2 光催化剂的制备 |
| 2.2.3 光催化剂的表征 |
| 2.2.4 光催化性能测试 |
| 2.2.5 自由基捕获实验 |
| 2.2.6 光催化剂的稳定性测试 |
| 2.3 试验结果与讨论 |
| 2.3.1 结构与形貌分析 |
| 2.3.2 化学键及元素组成分析 |
| 2.3.3 光学性质分析 |
| 2.3.4 光催化性能评价 |
| 2.3.5 光催化降解机理探讨 |
| 2.3.6 光致发光光谱分析 |
| 2.3.7 电化学分析 |
| 2.3.8 反应机理分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Fe_2O_3/g-C_3N_4复合光催化剂的设计、制备及性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验试剂及设备 |
| 3.2.2 Fe_2O_3/g-C_3N_(4-x)的制备 |
| 3.2.3 Fe_2O_3/g-C_3N_(4-x)的表征 |
| 3.2.4 Fe_2O_3/g-C_3N_(4-x)的光催化性能测定 |
| 3.2.5 自由基捕获实验 |
| 3.2.6 光催化剂的稳定性测试 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 电子结构计算与分析 |
| 3.3.2 结构与形貌分析 |
| 3.3.3 化学键及元素组成分析 |
| 3.3.4 光学性质分析 |
| 3.3.5 光催化性能评价 |
| 3.3.6 光致发光光谱分析 |
| 3.3.7 光催化降解机理探讨 |
| 3.3.8 反应机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 MoO_3/g-C_3N_(4-x)复合光催化剂的设计、制备及性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验试剂及主要设备 |
| 4.2.2 MoO_3/g-C_3N_(4-x)的制备 |
| 4.2.3 MoO_3/g-C_3N_(4-x)的表征 |
| 4.2.4 MoO_3/g-C_3N_(4-x)的光催化性能表征 |
| 4.2.5 自由基捕获实验 |
| 4.2.6 光催化剂的稳定性测试 |
| 4.3 试验结果与讨论 |
| 4.3.1 电子结构计算与分析 |
| 4.3.2 结构与形貌分析 |
| 4.3.3 化学键及元素组成分析 |
| 4.3.4 光学性质分析 |
| 4.3.5 光催化性能评价 |
| 4.3.6 光致发光光谱分析 |
| 4.3.7 光催化降解机理探讨 |
| 4.3.8 反应机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Bi_2MoO_6/g-C_3N_(4-x)复合光催化剂的设计、制备及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验试剂及主要设备 |
| 5.2.2 Bi_2MoO_6/g-C_3N_(4-x)的制备 |
| 5.2.3 Bi_2MoO_6/g-C_3N_(4-x)的表征 |
| 5.2.4 Bi_2MoO_6/g-C_3N_(4-x)的光催化性能表征 |
| 5.2.5 自由基捕获实验 |
| 5.2.6 光催化剂的稳定性测试 |
| 5.3 试验结果与讨论 |
| 5.3.1 电子结构计算与分析 |
| 5.3.2 结构与形貌分析 |
| 5.3.3 化学键及元素组成分析 |
| 5.3.4 光学性质分析 |
| 5.3.5 光催化性能评价 |
| 5.3.6 光催化降解机理探讨 |
| 5.3.7 光致发光光谱分析 |
| 5.3.8 电化学分析 |
| 5.3.9 反应机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 氮缺陷g-C_3N_(4-x)基光催化剂处理页岩气压裂返排液试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料与方法 |
| 6.2.1 试验试剂及主要设备 |
| 6.2.2 试验材料 |
| 6.2.3 试验方法 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 试验结果与讨论 |
| 6.3.1 絮凝过程对返排液的净化效果测定 |
| 6.3.2 光催化深度处理返排液性能试验 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢(一) |
| 致谢(二) |
| 博士期间发表的成果 |
（9）年产25万吨差别化化学纤维项目工艺设计（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 项目设计的必要性和有利条件 |
| 第2章 总论 |
| 2.1 设计依据及指导思想 |
| 2.2 厂址及总平面概述 |
| 2.3 设计范围 |
| 2.4 建设规模及产品方案 |
| 2.5 原料、主要化工料用量及来源 |
| 2.6 生产方法及工艺特点 |
| 2.7 公用工程 |
| 2.8 工厂自动化、机械化水平 |
| 2.9 计量 |
| 2.10 三废治理、劳动及环境保护 |
| 2.11 安全与工业卫生 |
| 2.12 节能与综合利用 |
| 2.13 工作制度及定员 |
| 2.14 技术分析 |
| 第3章 工艺 |
| 3.1 原液车间 |
| 3.2 纺练车间 |
| 3.3 酸站 |
| 第4章 设备 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 主机设备 |
| 4.3 非定型设备 |
| 4.4 其它机械设备 |
| 第5章 环境保护 |
| 5.1 设计依据 |
| 5.2 废气处理 |
| 5.3 污水处理 |
| 5.4 废渣处理 |
| 5.5 噪声控制 |
| 5.6 有毒、有害物质贮运防污染措施 |
| 5.7 环保机构及监测 |
| 第6章 安全与工业卫生 |
| 6.1 设计依据 |
| 6.2 概述 |
| 6.3 设计原则与措施 |
| 第7章 节能及综合利用 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 节能 |
| 7.3 综合利用 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 进一步工作的方向 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 总平面布置图 |
| 附录B 原液车间带控制点的工艺流程图 |
| 附录C 纺练车间带控制点的工艺流程图 |
| 附录D 酸站车间带控制点的工艺流程图 |
| 附录E 原液车间设备布置图 |
| 附录F 原液车间物料平衡表 |
| 附录G 纺练车间设备布置图 |
| 附录H 纺练车间物料平衡表 |
| 附录I 酸站车间设备布置图 |
| 附录J 酸站车间物料平衡表 |
| 附录K 原液车间设备一览表 |
| 附录L 纺练车间设备一览表 |
| 附录M 酸站车间设备一览表 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）净水厂排泥水回流参数及安全性试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 课题的目的与意义 |
| 1.3 研究的主要内容 |
| 1.3.1 技术路线 |
| 1.3.2 小试阶段 |
| 1.3.3 中试阶段 |
| 第二章 净水厂排泥水资源化利用及安全性分析 |
| 2.1 排泥水的性质及处置方式 |
| 2.1.1 排泥水的成分及物理化学特性 |
| 2.1.2 净水厂排泥水的资源化利用 |
| 2.1.3 排泥水的常规回用方式 |
| 2.2 净水厂生产废水回用现状 |
| 2.2.1 国外生产废水回用现状 |
| 2.2.2 国内生产废水回用现状 |
| 2.3 排泥水回用强化混凝的机理 |
| 2.4 净水厂排泥水回用安全性分析 |
| 第三章 实验仪器材料与测定 |
| 3.1 实验装置及材料 |
| 3.1.1 试验仪器 |
| 3.1.2 实验混凝剂 |
| 3.1.3 实验所需其他药剂 |
| 3.2 检测指标及测定方法 |
| 第四章 排泥水回流混凝参数小试实验 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 水厂简介及水质情况 |
| 4.2.1 水厂工艺 |
| 4.2.2 原水及排泥水水质 |
| 4.3 实验具体内容 |
| 4.4 实验结果与分析 |
| 4.4.1 混凝烧杯实验 |
| 4.4.2 正交试验 |
| 4.4.3 混凝增效小试出水情况 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 排泥水回流混凝安全性及影响效果中试试验 |
| 5.1 试验目的 |
| 5.2 水质状况 |
| 5.3 中试试验装置及仪器设备 |
| 5.3.1 排泥水回流工艺流程图 |
| 5.3.2 试验取水装置 |
| 5.3.3 试验投药系统 |
| 5.3.4 试验絮凝池 |
| 5.3.5 试验沉淀池 |
| 5.3.6 试验回流装置 |
| 5.4 中试试验具体内容 |
| 5.5 排泥水回流中试安全性试验结果与分析 |
| 5.5.1 排泥水回流对沉后出水浊度的影响 |
| 5.5.2 排泥水回流对沉后出水色度的影响 |
| 5.5.3 排泥水回流对沉后出水有机物的影响 |
| 5.5.4 排泥水回流对沉后出水氨氮的影响 |
| 5.5.5 排泥水回流对沉后出水总磷的影响 |
| 5.5.6 排泥水回流对沉后出水金属的影响 |
| 5.5.7 排泥水回流对沉后出水微生物的影响 |
| 5.6 排泥水回流对Zeta电位以及絮体的影响 |
| 5.7 排泥水回流对低温低浊水的处理效果 |
| 5.8 本章小节 |
| 第六章 总结与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、纺织生产废水的物理化学处理技术（论文参考文献）
- [1]给水厂铁泥基催化剂制备及活化过硫酸盐效能与机制[D]. 朱世俊. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]聚乙烯醇（PVA）生产废水处理工艺与效果研究[D]. 陈景霞. 西安建筑科技大学, 2021(02)
- [3]纺织生产废水的物理化学处理技术[J]. 陈长锋. 纺织报告, 2021(04)
- [4]含PVA印染退浆废水处理工艺研究[D]. 杜昭. 郑州大学, 2020(03)
- [5]柠檬酸生产废水制备废水生物处理补充碳源研究[D]. 柳文浩. 江南大学, 2020
- [6]高级氧化法预处理叶酸生产废水试验研究[D]. 韩凯旋. 兰州理工大学, 2020(12)
- [7]丁苯橡胶生产废水EACD处理技术研究[D]. 张伦秋. 沈阳农业大学, 2019(03)
- [8]新型g-C3N4-x光催化剂的设计制备及其深度处理页岩气返排液研究[D]. 刘琪. 武汉理工大学, 2019
- [9]年产25万吨差别化化学纤维项目工艺设计[D]. 夏龙贵. 南昌大学, 2019(05)
- [10]净水厂排泥水回流参数及安全性试验研究[D]. 吴哲帅. 华东交通大学, 2019(03)