一、化学混凝法处理高色度染料废水的研究（论文文献综述）
刘晓伟[1]（2021）在《PES/SPSf/SPES共混膜结构调控与染料分离机制研究》文中研究指明含盐染料废水的有效分离一直是工业废水处理领域亟需解决的难题,制备高性能的疏松纳滤膜是解决这一问题的有效途径。本文以聚醚砜（PES）、磺化聚醚砜（SPES）（磺化度DS=10、25和35%）和磺化聚砜（SPSf）（磺化度DS=25%）为原料进行共混,采用非溶剂致相分离法（NIPS）制备PES/SPES/SPSf共混疏松纳滤（LNF）膜,从尺寸效应和空间位阻-荷电排斥协同效应探究其对染料/无机盐选择分离机理和性能。以PES、SPES和SPSf为原料,N,N-二甲基乙酰胺（DMAc）为溶剂,己二酸（AA）为致孔剂配制铸膜液（固含量31 wt%）,水为凝固浴,采用NIPS法制备了PES/SPSf/SPES共混LNF膜。重点探究SPES添加量（0-20 wt.%）对膜结构和性能的影响。结果表明,PES/SPSf/SPES共混体系为完全相容体系,所制备共混膜断面结构由致密皮层和海绵体支撑层构成。由于聚合物体系与AA之间的氢键作用,AA加入导致铸膜液粘度增加,相转化速度变慢,所制备膜呈现海绵体结构的同时致密皮层变厚。当SPES添加量为10 wt.%时,所制备LNF膜（M10）切割分子量为5900 Da,膜孔径为1.38 nm,纯水通量为120.9 L m-2 h-1;膜表面显负电,Zeta电位为-40.1 m V（p H=7）。膜对刚果红（CR）和Na2SO4的截留率分别>99%和<25%,经牛血清蛋白（BSA）和刚果红（CR）溶液污染,通量恢复率为91.1%和90.2%,表现出良好的染料和盐选择分离性能以及抗污染性能。以PEG为中性模型分子,甲基红、甲基橙、酸性蓝25等9种染料为荷电模型分子,探索模型分子的尺寸和电荷特性与膜分离性能相互作用规律,并发展了尺寸效应和协同效应贡献度量化方法。结果表明,染料分子量和Stokes半径与膜截留率呈现指数关系（R2=0.99）,符合Exp Assoc函数分布规律。当染料模型分子分子量<800 Da时,膜的空间位阻-荷电排斥协同效应起主导作用;同时随着染料分子量从269.3 Da增加到696.7 Da,膜截留率迅速从64.7%提升97.9%。当模型分子分子量>800 Da时,尺寸效应贡献率>50%,染料截留率接近100%。此外,探究LNF膜对分散红74、分散兰79、活性蓝4、活性红11以及实际染料废水的分离情况。结果表明,对于单一染料体系,LNF膜对上述染料截留率均>99%。对于染料/盐混合体系,膜对分散染料截留率>99%,活性染料截留率为66.4%-70.1%。采用高级氧化法-疏松纳滤膜（AOPs-LNF）工艺处理实际染料废水,悬浮物浓度（SS）及色度去除率为100%,化学需氧量（COD）去除率为95.4%,达到了国家污水一级排放标准。
陈晨[2]（2020）在《磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性》文中认为印染行业不仅是耗水大户,而且废水排放量和污染物总量还分别位居全国工业废水和污染物总量的第二位和第四位,是我国重点污染行业之一,因此,开发环保高效的染料废水处理技术成为当前环保行业关注的重点课题。海藻酸钠（Sodium alginate,SA）是一种丰富的海洋生物资源,具有良好的亲水性、凝胶性、无毒副作用、生物相容性和生物可降解性等特性,且分子链中含有大量活性基团,可与各种染料分子发生相互作用,能被作为吸附材料应用于染料废水处理中。本研究以海藻酸钠为原料,利用其凝胶性质,采用不同稀土（Rare earth,RE）离子进行交联,结合磁性Fe3O4,制得了两种新型磁性海藻酸钠-稀土高分子凝胶球,即Fe3O4@SA/Ce和Fe3O4@SA/Y。采用XRD、SEM-EDS、FT-IR、VSM和XPS等测试手段对Fe3O4@SA/RE的形貌结构、元素含量、比表面积和磁性能等进行表征分析。分别以直接桃红12B（Direct Red 12B,DR 12B）、直接橙S（Direct Orange S,DO S）、直接深棕M（Direct Dark Brown M,DDB M）、直接耐晒翠兰GL（Direct Fast-Turquoise Blue GL,DFB GL）和直接墨绿NB（Direct Dark Green NB,DG NB）五种直接染料为吸附对象,对两种Fe3O4@SA/RE的制备条件和吸附条件进行了优化并探究了吸附动力学、等温吸附、吸附热力学及相关吸附机理分析,所得研究结果如下:（1）Fe3O4@SA/Ce吸附剂制备的优化条件为:于35g/L的SA溶液中加入质量浓度为3g/L的Fe3O4,搅拌均匀再超声30min后,将混合液均匀滴入质量浓度为35g/L的Ce（NO3）3溶液中,25℃下交联反应180min后,取出凝胶球冲洗至中性,干燥后即得Fe3O4@SA/Ce凝胶球吸附剂。Fe3O4@SA/Y吸附材料优化的制备条件为:将3g/L的Fe3O4溶液加入到分散均匀的30g/L SA溶液中,搅拌均匀再超声分散30min后将混合液均匀滴入质量浓度为35g/L的Y（NO3）3溶液中,在25℃下交联反应180min后,取出凝胶球冲洗至中性,干燥后即得Fe3O4@SA/Y吸附材料。（2）Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S两种染料吸附的合适条件为:Fe3O4@SA/Ce的投加量为0.1g,DR 12B和DO S溶液的自然pH值和初始浓度分别为8.90、9.08、2000mg/L和3000mg/L,吸附反应时间分别为120min和90min,吸附反应温度为25℃,此条件下Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S的吸附量和去除率分别可达464mg/g、735mg/g、92.7%和97.9%。Fe3O4@SA/Y对DFB GL、DG NB和DDB M三种染料吸附的合适条件为:Fe3O4@SA/Y的投加量分别为0.1g、0.1g和0.08g,DFB GL、DG NB和DDB M溶液的自然pH值和初始浓度分别为9.79、8.20及7.90和1200、1200及2000mg/L,吸附反应时间和温度均为120min和25℃,此条件下Fe3O4@SA/Y对DFB GL、DG NB和DDB M的吸附量和去除率分别可达282mg/g、282mg/g、563mg/g、94.1%、94.4%和90.2%。（3）通过SEM、XRD、EDS、FT-IR、VSM、XPS表征结果表明:SA是由各种棒状、块状等不规则碎屑颗粒组成,添加Fe3O4后经与稀土离子Ce（III）和Y（III）分别进行交联后制得的两种Fe3O4@SA/RE吸附材料均属于以介孔为主的凝胶微球复合材料,表面呈“菜花”状的脊状褶皱结构,带状沟纹深浅不一、紧密相连,但两种凝胶球的表面形貌结构还有所不同;同时两种Fe3O4@SA/RE凝胶球均具有良好的磁响应性,能够实现吸附污染物后与水体的快速分离,不会对环境造成二次污染。（4）动力学结果表明:不同温度下（298K、313K、328K）,两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对DR 12B、DO S、DFB GL、DG NB和DDB M染料的吸附过程均符合拟二级动力学吸附速率模型,吸附速率较快,对DO S和其它四种直接染料分别在90min和120min内可达吸附平衡,且吸附速率主要受颗粒内扩散影响。Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S的表观吸附活化能Ea值分别为32kJ/mol和124kJ/mol。Fe3O4@SA/Y吸附DFB GL、DG NB和DDB M的表观活化能Ea值分别为32、44和36kJ/mol。（5）等温吸附研究结果表明:两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对DR12B、DO S、DFB GL、DG NB和DDB M五种直接染料的等温吸附行为均符合Freundlich吸附模型,且1/n均小于1,说明吸附过程容易进行。（6）吸附热力学研究表明:不同温度（298K、313K、328K）下,Fe3O4@SA/Ce对DR 12B和DO S吸附的标准反应吉布斯自由能变ΔG<0,标准反应焓变ΔH<0,标准反应熵变ΔS>0,表明吸附均为放热、混乱度增大的自发反应。Fe3O4@SA/Y吸附DFB GL、DG NB和DDB M的ΔG<0,ΔH>0,ΔS>0,表明Fe3O4@SA/Y凝胶球对三种直接染料的吸附均为吸热、混乱度增大的自发反应。结合两种Fe3O4@SA/RE吸附材料对五种直接染料吸附前后的FT-IR和XPS图谱变化分析说明,吸附剂与吸附质之间的相互作用主要是通过静电吸附作用和氢键作用来完成。本研究制备的Fe3O4@SA/Ce和Fe3O4@SA/Y复合吸附材料具有高效环保、制备简单、成本低廉和吸附性能优良等优势,且吸附后易与水体分离回收,不会对环境造成二次污染,为SA和稀土离子在废水处理领域的高值化应用提供了一定的理论参考,期望为直接染料废水的处理提供一条新途径。
高学兰[3]（2020）在《三单体生产废水中间苯二甲酸-5-磺酸类物质的溶剂萃取回收》文中认为三单体（间苯二甲酸二甲酯-5-磺酸钠,SIPM）是一种优良的新型阴离子表面活性剂,常用于涤纶（PET）的染色改性。在SIPM生产过程中会产生大量高浓度有机废水,废水中除含有硫酸钠等物质外,还含有大量的间苯二甲酸-5-磺酸类物质,如:间苯二甲酸-5-磺酸钠（5-SSIPA）、间苯二甲酸二甲酯-5-磺酸钠（SIPM）、间苯二甲酸单甲酯-5-磺酸钠（SSPM）等,若不经处理直接排入水体,不但引起严重的环境污染,还会造成巨大的资源浪费。本论文以山东某企业SIPM生产过程中产生的中和母液为研究对象,利用络合萃取法回收中和母液中的间苯二甲酸-5-磺酸类物质以及硫酸钠。为了更好研究萃取剂的有效性,本文首先以质量浓度为100.0 g·L-1的5-SSIPA溶液为模拟废水。初步确定萃取剂组成为:三异辛胺为络合剂、二甲苯、正癸醇为稀释剂;研究反应条件对萃取的影响,在此基础上又对SIPM生产实际废水（中和母液）进行络合萃取实验探究。对于5-SSIPA模拟废水,经过多次萃取条件优化实验,确定最佳萃取工艺参数为:初始pH为0.4,V（二甲苯）/V（正癸醇）为2.5:1,油水比（O/W）为0.8:1,温度为25℃,经过萃取COD去除率为98.7%,5-SSIPA萃取率为99.1%;加入质量分数3%的NaOH溶液对有机相进行反萃取操作,得到反萃率为70%,回收样品纯度为99.16%,经过6次萃取-反萃取循环,萃取率仍高达90%以上;通过高效液相色谱以及红外光谱对5-SSIPA模拟废水萃取机理进行了研究,发现对5-SSIPA络合萃取既有离子交换也有离子缔合反应;通过响应面优化法建立萃取的参数模型,经过方差分析以及响应面分析,确定萃取条件对COD去除率影响因素顺序为:V（二甲苯）/V（正癸醇）>溶液初始pH>O/W。对中和母液,确定最佳萃取工艺参数为:初始pH=0.4,O/W为1:1,V（三异辛胺）:V（二甲苯）:V（正癸醇）为3:5:2,经过一级萃取后,5-SSIPA萃取率为98.0%、SIPM萃取率为90.0%、SSPM萃取率为82.9%,COD去除率为57%。加入3%NaOH溶液进行反萃后,间苯二甲酸-5-磺酸类物质的反萃率为63.7%。萃取后中和母液中残存COD为1.5×105 mg·L-1,硫酸根含量为104.94 g·L-1,分馏后COD为32011 mg.L-1。继续向100 mL萃余液中加入100 g·L-1（0.42 mol·L-1）过硫酸钠,利用热活化产生的强氧化剂硫酸根自由基（·SO4-）氧化萃余液中有机物,蒸干后硫酸钠可以回收使用,理论回收硫酸钠27.41 g。
陈新全[4]（2020）在《电絮凝及电絮凝磁絮凝联用处理模拟染料废水研究》文中认为染料废水是我国工业废水的主要来源之一。染料废水具有水质水量波动大、COD浓度高、难于生化降解、水体颜色深、浊度高等特点,处理难度非常大,对水质环境及生态健康造成重大影响。针对染料废水的处理研究一直是国内外水污染治理领域的重点研究课题。由于单一的物理化学等处理工艺对染料废水的处理效果不佳、且处理成本高昂,一般采用复杂的联合工艺处理染料废水,不仅工艺过程复杂,且操作运行费用较高。因此,开发高效低耗的染料废水处理技术具有十分重要的意义。本文以活性黑KN-B模拟染料废水为处理对象,研究电絮凝及电絮凝联合磁絮凝对染料废水的处理,分析电絮凝的电性中和、电氧化、电絮凝和气浮作用与磁絮凝的吸附、“磁核”絮凝等作用协同,强化电絮凝的作用效果。首先,研究了电絮凝作用对模拟染料废水的处理效果,通过对电解质种类和浓度、极板组合方式、电流强度、溶液初始pH值、搅拌速度、极板间距等因素对电絮凝处理染料废水的影响分析,对电絮凝的工艺条件进行优化;其次,在电絮凝的研究基础上,以磁性Fe3O4为磁种形成磁絮凝作用,采用磁絮凝与电絮凝联合,研究磁电联合絮凝对染料废水的强化处理效果;接着,通过紫外扫描光谱、红外光谱和液相色谱质谱等分析,研究磁电絮凝联合工艺处理染料废水的主要作用机制;最后分析了磁电联合絮凝处理染料废水的能量消耗。研究表明:电絮凝对活性黑KN-B染料废水具有一定的处理效果,且电絮凝的作用效果受电解质种类与浓度、极板材料等因素影响。当以NaCl为电解质且其浓度为1000mg/L、极板组合方式采用Fe-Al、极板间距15mm、电流强度为0.4A、搅拌速度为900r/min时,处理效果较佳,反应10min后对色度和COD的去除率分别可达95%和63%;当采用磁絮凝联合作用后,电絮凝对染料废水的处理效率有明显的提高,在电絮凝最佳条件下,对色度和COD的去除率分别可达到99%和72%。另外,电絮凝处理1000mg/L的活性黑KN-B染料废水过程的电耗为1.134kW.h/m3,磁絮凝联合电絮凝过程降低了电能消耗,相比能耗可降低9.4%。处理水样的紫外光谱扫描及絮凝体的红外光谱扫描和水样的液相色谱-质谱联用分析表明,电絮凝对活性黑KN-B废水的处理过程复杂,其中包括金属阳极溶解形成的絮凝吸附作用,又包括电场作用下的氧化作用,活性黑KN-B在处理过程中部分被直接絮凝吸附,部分被氧化分解成中间的小分子产物等。磁性Fe3O4的联用依靠吸附及磁絮凝效应在一定程度上强化了电絮凝的作用效果。
杨超[5]（2020）在《超声/加热/Fe3O4@AC体系活化过硫酸盐降解酸性红73》文中研究说明偶氮染料产量占染料总生产量的五成以上,其结构性质稳定,利用传统生化方法难以降解。随着环境保护形式愈发严峻,亟需针对印染废水提出高效降解方法。过硫酸盐高级氧化法作为一种新兴的废水处理技术正得到国内外研究人员重视,但面临能耗高、效率低等问题。本工作旨在解决过硫酸盐高级氧化技术存在的活化效率低、均相催化剂难以回收导致环境污染以及经济性差等问题,并利用印染废水高温排放的特点,提出了过硫酸盐/加热/Fe3O4@AC/超声波高级氧化技术用于处理含偶氮染料酸性红73废水。采用共沉淀法加浸渍法制备Fe3O4@AC催化剂并采用SEM、XRD和BET法等进行微观形貌和结构表征,发现活性炭孔隙结构被负载纳米Fe3O4填满,Fe3O4平均粒径为22nm,BET表面积为715.5 m2/g,孔容为0.4354 cm3/g;采用准一级动力学拟合方式研究并确定单独过硫酸盐及Fe3O4@AC/过硫酸盐组反应活化能,热活化（50℃）过硫酸盐降解AR73的速度相对较慢,单独过硫酸盐降解酸性红73反应活化能143.02 k J·mol-1,反应焓变ΔH为138.12 k J·mol-1,反应熵ΔS为133.16 J·mol-1·K;当Fe3O4@AC加入体系时,降解速度提高了一倍,反应活化能与单独过硫酸盐相比降低了约56%;实验确定优选的反应条件为:酸性红73初始浓度50mg/L,过硫酸盐浓度7.5 mmol/L,催化剂用量:染料浓度=40:1,超声频率80k Hz,超声换能器标示功率80W,温度50℃,p H不进行调整,反应10min染料脱色率可达100%;所制备的Fe3O4@AC催化剂具有良好的磁性回收能力,5次重复应用催化剂回收率保持在83%;利用紫外-可见光分光光度计在特定波段区间内扫描光谱,通过观察反应过程中特征吸收峰的变化,发现偶氮键在反应初始阶段被迅速破坏,较复杂的有机结构被破坏,且对萘环结构进行了更为彻底的破坏,产生较少单环结构,但未被完全降解;应用抑制剂确定反应体系中活性物质,发现参与氧化反应的活性物质既包括HO·和SO4-·自由基,同时又包括非自由基活性物质单态氧1O2。其中由活性炭催化过硫酸根所产生的1O2占反应主导地位,表明本文所提出的超声/过硫酸盐/热/Fe3O4@AC降解酸性红73体系对于处理真实印染废水具有更宽的应用范围和广泛的应用前景。
黄素[6]（2020）在《磁性铁氧化物修饰碳纳米管吸附耦合微波降解去除水中染料》文中研究表明印染废水是一种难处理的工业废水,成分复杂、色度高。染料是造成印染废水色度高的主要因素。生产中2%左右的染料直接随废水排放,危害环境、危害人体健康。本文以碳纳米管为基材,化学共沉淀法制备磁性铁氧化物修饰的碳纳米管复合材料（m-MWCNTs）,用于吸附水中可溶性染料。经磁分离将吸附剂从水中分离后,通过微波辐照使吸附在m-MWCNTs上的染料降解。对m-MWCNTs材料进行表征分析,研究m-MWCNTs吸附染料的效果及影响吸附的因素,染料微波降解效果及微波工艺条件,研究吸附动力学与热力学,探讨染料吸附、微波降解机理。通过吸附耦合微波降解达到从水中真正消除染料的目的,减少了染料随吸附剂作为废渣排放而引起染料的二次污染问题,为低浓度的印染废水及印染废水的深度处理提供一种新的处理方法。采用场发射扫描电镜（SEM）、X射线能谱（EDS）、比表面积与孔隙测定仪、傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR）、X射线衍射（XRD）、振动样品磁强计（VSM）等对复合材料进行表征。结果表明,磁性铁氧化物成功负载在碳纳米管上,磁性铁氧化物为Fe3O4及γ-Fe2O3,室温下m-MWCNTs的饱和磁化强度为21.20 emu/g;比表面积及孔容分别为240.87 m2/g和1.3281 cm3/g。选择四种典型化学结构的染料偶氮染料阳离子红GTL（红GTL）、蒽醌染料活性蓝19（蓝19）、三苯甲烷染料酸性湖蓝A（蓝A）、酞菁染料直接耐晒翠蓝FBL（蓝FBL）,对m-MWCNTs吸附染料的性能进行研究,获得各影响因子对m-MWCNTs吸附水中染料的影响规律和吸附工艺条件参数。在室温,吸附振荡速度200rpm,振荡时间30min,染料初始浓度100mg/L,红GTL、蓝19、蓝A和蓝FBL染料溶液自然的p H值分别为6.58、6.54、6.39和6.95下,对应四种染料的m-MWCNTs投加量分别为0.6 g/L、0.8 g/L、0.3 g/L和1.5 g/L,四种染料的去除率分别为99.34%、99.59%、99.32%和93.27%。实验表明,温度、p H值对吸附影响不大。投加量增加能够提高染料去除率,但到达某一值后,去除率趋于稳定;对于红GTL、蓝19和蓝A,初始浓度小于100 mg/L时,染料去除率接近100%,初始浓度从120 mg/L逐渐增大时,去除率降低;而对于蓝FBL,去除率随着染料初始浓度增加而稍有下降,但四种染料的吸附量随初始浓度的增大而提高;振荡速度从100 rpm增至125 rpm时,染料去除率明显增大,此后,影响不大。染料去除率随时间的增加先快速提高,而后缓慢上升,最终保持稳定。重金属离子Cu2+、Cd2+、Hg2+和Pb2+的存在对红GTL的吸附无明显影响,均促进m-MWCNTs对蓝19和蓝A的吸附。对蓝FBL,Cu2+和Cd2+促进吸附,Hg2+和Pb2+抑制吸附。m-MWCNTs对染料与金属离子共存体系以及多种染料混合溶液中的染料均有良好的吸附能力。m-MWCNTs对来自于印染厂的实际印染废水原水和生化池出水的色度去除率分别在80%和90%以上,脱色效果良好。研究不同微波功率和时间下染料的降解效果,结果表明,相同微波功率下增加时间或者固定微波时间增大微波功率都可以使染料的降解更加完全。当能耗到达一定水平,微波降解染料将具有良好效果。1次微波后m-MWCNTs再次吸附红GTL、蓝19、蓝A和蓝FBL的去除率分别为97.66%、100%、98.95%和96.91%。m-MWCNTs吸附-微波辐照循环4次后,m-MWCNTs对染料的吸附去除率仍在87%以上。采用准一级动力学模型、准二级动力学模型、液膜扩散模型和颗粒内扩散模型对m-MWCNTs吸附红GTL、蓝19、蓝A、蓝FBL的实验数据进行拟合,结果表明,m-MWCNTs吸附四种染料的过程遵循准二级动力学模型。以Langmuir、Freundlich和Temkin模型进行m-MWCNTs吸附染料的吸附等温式研究,结果表明Freundlich和Temkin吸附等温线模型都能较好地描述m-MWCNTs吸附红GTL的过程,Freundlich等温线模型可以很好地反映蓝19和蓝A的吸附过程,蓝FBL的吸附遵循Langmuir等温线模型。热力学参数表明,四种染料的吸附都是自发进行,吸附红GTL、蓝19是放热熵减过程,吸附蓝A是放热熵增过程,吸附蓝FBL是吸热熵增过程。m-MWCNTs对四种染料的吸附以物理吸附为主,同时有化学吸附作用。m-MWCNTs吸附红GTL、蓝A和蓝FBL有范德华力、氢键和偶极键作用;氢键和偶极键在m-MWCNTs吸附蓝19过程中起作用。
李元帅[7]（2020）在《聚4-乙烯基吡啶基磁性纳米材料对典型有机物的去除研究》文中认为水污染已经对公众健康和生态系统造成了严重威胁。因此,水污染控制与修复就显得十分重要。吸附法由于具有吸附剂种类多、简单易行的操作、高效、低成本和良好的可重复使用性而被认为是一种有前途的技术。同时,氧化/还原技术也受到了人们的广泛关注,其在去除水体中的有机污染物时,污染物可能会被降解为危害较小的形式,甚至是无机物质。本论文旨在设计合成出一系列新型磁性纳米复合材料,以CoFe2O4或Fe3O4为磁性介质核心,以聚4-乙烯基吡啶（P4VP）作为功能性基质,以期获得水体中有机污染物的高效去除。研究的主要内容和结论如下:1.设计合成了GO-Fe3O4@P4VP、Al-MOF-Fe3O4@P4VP和CoFe2O4-P4VP@Ag NPs三种P4VP基磁性纳米复合材料,采用扫描电子显微镜（SEM）、透射电子显微镜（TEM）、元素分析、比表面积测试仪（BET）、X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）、振动样品磁强计（VSM）、等离子体发射光谱（PES）和高分辨率连续光源原子吸收光谱（AAS）等技术手段来分析和表征所制备磁性纳米复合材料的物理化学特性。2.研究显示,GO-Fe3O4@P4VP具有较大的比表面积、粗糙的表面、多孔结构和磁选性能。GO-Fe3O4@P4VP对典型染料甲基蓝（MB）的吸附量随着初始浓度的增加而增加,最大吸附量可达152.51 mg/g。GO-Fe3O4@P4VP吸附MB的最佳pH为2.5。离子强度的增加促进了GO-Fe3O4@P4VP对MB的吸附。Freundlich等温线和准二级反应动力学模型很好地描述了MB在GO-Fe3O4@P4VP上的吸附平衡和动力学过程。五次吸附-解吸循环显示,GO-Fe3O4@P4VP具有良好的重复使用性能和稳定性。3.Al-MOF-Fe3O4@P4VP具有较高的比表面积、多孔结构、粗糙的表面和磁性。Al-MOF-Fe3O4@P4VP对典型药品和个人护理品（PPCPs）萘普生（Npx）的吸附是一种多层吸附,最大吸附量可以达到31.67 mg/g。Npx在Al-MOF-Fe3O4@P4VP上的吸附速率非常快,动力学过程符合准二级反应动力学模型。并且,随着温度升高,Npx在Al-MOF-Fe3O4@P4VP上的吸附也随之增加,是一种自发的、吸热的且随机性增加的过程。离子强度的增加抑制了Npx在Al-MOF-Fe3O4@P4VP上的吸附。经过十次吸附-解吸循环,该吸附剂仍显示出良好的吸附能力。Al-MOF-Fe3O4@P4VP吸附Npx的机理可能涉及π-π相互作用、静电相互作用、氢键和疏水反应。4.在NaBH4存在下,将CoFe2O4-P4VP@Ag NPs用作去除水中罗丹明B（RhB）和环丙沙星（Cip）的高效催化剂。研究了CoFe2O4-P4VP@Ag NPs对水体中Cip和RhB的催化性能。在0.2 g/L CoFe2O4-P4VP@Ag NPs和10 mM NaBH4的条件下,在20 min内将近99.4%的RhB（20 mg/L）脱色。在相同的实验条件下,在180 min内去除了81.5%的Cip（9 mg/L）。CoFe2O4-P4VP@Ag NPs呈现出良好的重复使用性能和稳定性,重复使用六个循环后仍可去除92.5%的RhB。此外,以Cip为目标去除物,对中间产物进行了识别,提出了CoFe2O4-P4VP@Ag NPs降解Cip的可能机理和路径。
张真[8]（2020）在《铁碳微电解处理印染废水的效能及机理研究》文中提出针对印染废水色度高、成分复杂、难降解等问题,利用铁碳微电解工艺处理该废水,提高其可生化性和处理效率。考察初始pH、铁投加量、铁/碳质量比及反应时间对工艺的影响,结果表明:在初始pH为4、铁投加量为80 g/L、铁/碳质量比为0.8及反应时间为90 min时,化学需氧量（COD）、浊度、色度、氨氮和总有机碳（TOC）去除率分别为75.48%、87.88%、75.34%、92.01%和81.09%。为了提高铁碳微电解工艺处理实际印染废水的效率,采用响应面法进行工艺条件优化:以COD去除率为响应值,初始pH、铁投加量、铁碳质量比及反应时间为实验因素,构建响应面模型,分析模型的显着性。结果表明:当初始pH为3.53、铁投加量为83.92 g/L、铁碳质量比为0.82及反应时间为78.48 min时,COD去除率的预测值为75.25%,与实测值相差0.23%（<2%）,可以利用该模型预测COD去除率的变化。采用大肠杆菌对铁碳微电解工艺进、出水的生物毒性进行检测,通过分析大肠杆菌的形貌、抗氧化酶和生物标志物的变化可知:大肠杆菌在进水中呈破碎状态,而在出水中大部分为正常形态。与进水组相比,出水组中乳酸脱氢酶（LDH）释放量由对照组的2.13倍下降至1.64倍,同时活性氧物质（ROS）产生水平由对照组的19.26倍下降至4.81倍,细胞死亡率由98.1%下降至61.5%,对数期由5 h延长至9 h,且BOD5/COD从0.151升至0.416。与进水的抗氧化酶系统相比,出水中的丙二醛（MDA）、谷胱甘肽（GSH）、超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和总抗氧化能力（T-AOC）分别降低了 80.85%、53.73%、67.74%、44.90%和43.38%,铁碳微电解工艺处理后的印染废水中大肠杆菌的抗氧化能力接近正常水平。进水和出水的葡萄糖消耗量抑制率分别为85%和47%;与进水的生物标志物相比,出水中热值升高21.95%,内源荧光蛋白升高112.96%,核酸含量降低44.04%。因此铁碳微电解工艺具有降低印染废水生物毒性的作用。通过扫描电子显微镜（SEM）、X射线能谱（EDS）及X射线衍射（XRD）分析反应前后铁碳结构的变化,采用红外光谱和紫外可见光谱等对比废水处理前后有机物成分的变化,探究印染废水的降解机理。结果表明:反应前铁碳反应器的成分以Fe、C为主,活性炭的孔隙结构发达,反应后铁碳表面附着Al、K等其它金属物质和铁的氢氧化物絮体。铁碳微电解工艺可将酯、醇类有机物分解为小分子物质,提高废水的可生化性。通过对铁碳微电解工艺处理前后的废水Zeta电位分析可知,铁碳微电解工艺反应过程中产生铁的氢氧化物絮体,具有较强的吸附絮凝作用。通过光谱分析和气-质联用色谱分析可知,铁碳微电解工艺能高效地分解酯类、醇类等污染物,使其转化为易于生化处理的小分子有机物。
王斯琪[9]（2020）在《UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究》文中认为印染废水色度高、COD含量高,处理难度大。Fenton试剂法对难处理工业废水具有较好的处理效果,但传统Fenton试剂法在反应过程中pH值范围较窄,易产生含铁污泥,药剂用量大且不可重复使用,因此,限制了其在水处理领域的实际应用。本试验主要研究UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的效果及工艺条件,为在印染废水处理领域推广应用提供技术依据。以孔雀石绿废水为对象,采用自制光反应器,对UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的效果及工艺条件进行试验研究。研究内容包括:Fe/AC和Fe-Cu/ATP-AC复合催化剂的制备及表征;Fe/AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究;Fe-Cu/ATP-AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究;UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究。分别采用浸渍法和浸渍-煅烧法制备Fe/AC非均相催化剂和Fe-Cu/ATP-AC非均相复合催化剂,最佳制备条件为:Fe/AC中Fe2+最佳负载浓度为1mo L/L,Fe-Cu/ATP-AC中ATP与AC最佳质量比为2:1,Fe与Cu最佳摩尔比为2:1。Fe/AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水具有较好的效果,当初始pH为3,Fe/AC投加量为2g/L,H2O2投加量为1.25Qth,反应温度为25℃,反应120min时,色度和COD去除率分别为92.01%和78.95%。Fe-Cu/ATP-AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的试验结果表明:铁铜复合催化剂的催化效果比单一铁催化剂的效果好,当初始pH为4,Fe-Cu/ATP-AC投加量为2g/L,H2O2投加量为Qth,反应120min时孔雀石绿废水色度和COD去除率分别达到94.64%和83.28%。正交试验结果表明各单因素影响的显着顺序为:H2O2投加量>pH值>催化剂投加量>反应时间。UV对Fe-Cu/ATP-AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的效果有强化作用,用20W的紫外光源照射90min,色度和COD去除率均有所提高,分别达到98.37%和87.07%;在保持去除率相同的条件下,UV的强化能够使反应时间从120min降低到90min,催化剂用量从2g/L减少到1.5g/L,H2O2用量从2.4mL/L减少到1.8m L/L。Fe-Cu/ATP-AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水具有理想的处理效果,Fe-Cu/ATP-AC非均相催化剂的填加,提高了处理效果,拓宽了pH范围,并使催化剂得以重复使用。UV强化后不仅进一步提高了处理效果,还有效减少了反应时间和药剂的投加量。该方法对印染废水的处理,减轻环境污染具有重要意义。
刘梦佳[10]（2020）在《改性活性炭辅助微波-Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究》文中研究指明印染废水是典型的难处理的有机废水之一,其主要特点是有机物浓度和色度高,而且可生化性差。虽然常规的物化法或生物法对印染废水有一定的处理效果,但处理效率不够理想且有局限性。Fenton试剂法氧化能力强、能耗低、处理过程稳定,近几年用于处理难生物降解有机废水的研究比较多。但传统Fenton法的处理效果还不能完全满足要求,处理成本也较高。本课题主要是研究Fenton法在微波及改性活性炭催化剂的辅助下对处理活性艳红X-3B废水的处理效果及工艺条件,为Fenton法在印染废水处理中推广应用提供技术依据。以活性艳红X-3B废水为研究对象,在实验室试验研究改性活性炭辅助微波-Fenton法对活性艳红X-3B废水的处理效果。主要内容包括:Fenton氧化法处理活性艳红X-3B废水的效果及工艺参数确定;微波—Fenton法联合处理活性艳红X-3B废水的效果及工艺参数确定;活性炭活化改性及改性活性炭催化剂的制备;改性活性炭辅助微波-Fenton法对活性艳红X-3B废水的处理效果及工艺条件优化。Fenton氧化法对活性艳红X-3B废水有较好的处理效果,当p H值为3、过氧化氢的投加量为3m L、硫酸亚铁的投加量为3g、振荡温度为40℃、振荡时间为80min时,色度的平均去除率为85.99%、COD的平均去除率为68.02%。微波-Fenton法处理活性艳红X-3B废水的效果比单独Fenton法的效果好当p H值为3、硫酸亚铁与过氧化氢物质的量比值为1:46、微波功率为560W、微波辐照时间为15min时,色度平均去除率为90.01%,COD平均去除率为77.51%,比单独使用Fenton法分别提升了4.02%和9.49%,且处理所需时间从80min减小到11min。改性活性炭催化剂的添加有助于提高微波-Fenton法处理活性艳红X-3B废水的效果。正交试验的结果表明,当p H为4、硫酸亚铁与过氧化氢物质的量比值为1:41、改性活性炭催化剂的投加量为1.5g、微波功率为560W、微波辐照时间为15min时处理效果最好,在最优条件下色度平均去除率为99.77%,COD平均去除率为89.92%。改性活性炭催化剂辅助微波—fenton法对活性艳红X-3B废水具有理想的处理效果,处理后的出水水质满足《纺织染整工业水污染物排放标准（GB4287-2012）》的限值要求,且反应时间短,反应过程易于控制,处理成本低,具有广阔的应用前景。
二、化学混凝法处理高色度染料废水的研究（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、化学混凝法处理高色度染料废水的研究（论文提纲范文）
（1）PES/SPSf/SPES共混膜结构调控与染料分离机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 染料行业现状 |
| 1.1.2 染料废水处理方法 |
| 1.2 纳滤膜简介 |
| 1.2.1 纳滤膜概述 |
| 1.2.2 纳滤膜材料 |
| 1.2.3 纳滤膜制备方法 |
| 1.2.4 纳滤膜分离机理 |
| 1.3 纳滤技术在染料废水处理领域的研究进展 |
| 1.3.1 纳滤膜在染料废水领域的应用 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 PES/SPSf/SPES疏松纳滤膜制备及其性能研究 |
| 2.1 本章内容 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SPES表征 |
| 2.3.2 共混膜相容性 |
| 2.3.3 铸膜液体系粘度 |
| 2.3.4 铸膜液拉曼光谱 |
| 2.3.5 铸膜液中SPES添加量对膜结构的影响 |
| 2.3.6 铸膜液中SPES添加量对膜性能的影响 |
| 2.3.7 膜孔径测试及表面性能测试 |
| 2.3.8 共混膜抗污染性能 |
| 2.3.9 运行稳定性 |
| 2.3.10 染料沉积测试 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 PES/SPSf/SPES疏松纳滤膜染料分离机理 |
| 3.1 本章内容 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品及仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同分子量PEG截留 |
| 3.3.2 染料截留 |
| 3.3.3 PEG与染料截留率对比分析 |
| 3.3.4 膜表面电荷对染料截留的影响 |
| 3.3.5 膜性能对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 PES/SPSf/SPES疏松纳滤膜处理染料废水 |
| 4.1 本章内容 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品及仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 分散染料和活性染料截留 |
| 4.3.2 混合染料的截留 |
| 4.3.3 实际染料废水处理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论及下一步建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 下一步研究建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参与科研项目 |
| 一、 在校期间发表论文以及专利 |
| 二、 参加科研项目 |
| 致谢 |
（2）磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 染料废水概述 |
| 1.2.1 染料废水的来源及特点 |
| 1.2.2 染料废水的危害 |
| 1.2.3 染料废水的处理方法 |
| 1.2.3.1 物理法 |
| 1.2.3.2 化学法 |
| 1.2.3.3 生物法 |
| 1.3 海藻酸钠综述 |
| 1.3.1 海藻酸钠的来源、结构及性质 |
| 1.3.2 海藻酸钠的应用研究 |
| 1.3.3 海藻酸钠在水处理方面的应用研究进展 |
| 1.4 稀土材料概述 |
| 1.4.1 稀土元素简介 |
| 1.4.2 稀土材料在废水处理中的应用 |
| 1.5 磁性材料在废水处理中的研究现状 |
| 1.6 研究目的、内容、意义及创新点 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容和技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 主要原料及试剂 |
| 2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 染料溶液的配制 |
| 2.3.2 直接染料的吸收光谱 |
| 2.3.3 标准曲线的绘制 |
| 2.3.4 磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料(Fe_3O_4@SA/RE)的制备 |
| 2.3.5 吸附实验 |
| 2.3.6 吸附剂等电点的测定 |
| 2.3.7 材料的表征方法 |
| 2.4 吸附动力学、等温吸附模型及吸附热力学 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 等温吸附方程 |
| 2.4.3 表观吸附活化能的计算 |
| 2.4.4 吸附热力学研究 |
| 第三章 Fe_3O_4@SA/Ce生物高分子凝胶球复合材料的制备与表征.. |
| 3.1 Fe_3O_4@SA/Ce凝胶球的制备 |
| 3.1.1 Fe_3O_4 添加量的选择 |
| 3.1.2 SA质量浓度的选择 |
| 3.1.3 Ce(NO_3)_3 溶液浓度的选择 |
| 3.1.4 交联反应时间对凝胶球吸附性能的影响 |
| 3.1.5 交联反应温度对Fe_3O_4@SA/Ce吸附性能的影响 |
| 3.2 材料的表征 |
| 3.2.1 材料的形貌分析 |
| 3.2.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2.3 比表面积和孔径（BET）分析 |
| 3.2.4 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.2.5 饱和磁化强度(VSM)分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Fe_3O_4@SA/Ce生物高分子凝胶球复合材料对直接染料的吸附研究 |
| 4.1 Fe_3O_4@SA/Ce凝胶球对染料吸附条件的优化 |
| 4.1.1 凝胶球投加量的选择 |
| 4.1.2 染料溶液p H的选择 |
| 4.1.3 染料初始浓度的选择 |
| 4.1.4 接触时间和温度对吸附剂性能的影响 |
| 4.2 吸附动力学研究 |
| 4.3 吸附活化能计算 |
| 4.4 等温吸附研究 |
| 4.5 热力学研究 |
| 4.6 吸附机理探讨 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 Fe_3O_4@SA/Y生物高分子凝胶球复合材料的制备与表征 |
| 5.1 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球制备条件的选择 |
| 5.1.1 Fe_3O_4 添加量的选择 |
| 5.1.2 SA质量浓度的选择 |
| 5.1.3 Y(NO_3)_3 质量浓度的选择 |
| 5.1.4 交联时间对凝胶球吸附性能的影响 |
| 5.1.5 交联温度对凝胶球吸附性能的影响 |
| 5.2 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球的表征 |
| 5.2.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 5.2.2 X射线能谱(EDS)分析 |
| 5.2.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 5.2.4 比表面积和孔径(BET)分析 |
| 5.2.5 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 5.2.6 饱和磁化强度(VSM)分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 Fe_3O_4@SA/Y生物高分子凝胶球复合材料对直接染料的吸附研究 |
| 6.1 Fe_3O_4@SA/Y凝胶球对染料吸附条件的优化 |
| 6.1.1 吸附剂投加量的选择 |
| 6.1.2 染料溶液pH的选择 |
| 6.1.3 染料初始浓度的选择 |
| 6.1.4 接触时间和温度对吸附剂性能的影响 |
| 6.2 吸附动力学研究 |
| 6.3 表观吸附活化能计算 |
| 6.4 等温吸附研究 |
| 6.5 热力学研究 |
| 6.6 吸附机理探讨 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文及参与项目情况 |
（3）三单体生产废水中间苯二甲酸-5-磺酸类物质的溶剂萃取回收（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景、研究的目的和意义 |
| 1.1.1 课题研究背景 |
| 1.1.2 课题研究目的及意义 |
| 1.2 三单体废水处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 三单体生产废水产生及处理概述 |
| 1.3.1 三单体及其制备工艺 |
| 1.3.2 三单体生产废水简介 |
| 1.3.3 三单体生产废水处理现状 |
| 1.4 络合萃取法 |
| 1.4.1 络合萃取技术基本原理 |
| 1.4.2 络合萃取反应适用对象 |
| 1.4.3 络合萃取的高效性和高选择性 |
| 1.4.4 络合萃取体系的选择 |
| 1.5 论文研究内容及技术路线 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法与装置 |
| 2.2.1 实验方法 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.3 实验及水质分析方法 |
| 2.3.1 水质检测指标 |
| 2.3.2 实验分析方法 |
| 第三章 络合萃取法处理模拟废水 |
| 3.1 5-SSIPA的萃取 |
| 3.1.1 标准曲线的绘制 |
| 3.1.2 萃取体系的选择 |
| 3.1.3 萃取剂组成对模拟废水中5-SSIPA萃取效果的影响 |
| 3.1.4 初始pH对模拟废水中5-SSIPA萃取效果的影响 |
| 3.1.5 O/W对模拟废水中5-SSIPA络合萃取效果的影响 |
| 3.1.6 温度对萃取率的影响 |
| 3.1.7 模拟废水中硫酸钠对萃取效果的影响 |
| 3.1.8 NaOH溶液体积对反萃效果的影响 |
| 3.1.9 萃取剂的循环再生 |
| 3.2 反萃物定量分析 |
| 3.2.1 5-SSIPA样品的高效液相色谱(HPLC)图 |
| 3.3 络合萃取反应机理研究 |
| 3.3.1 萃取过程热效应 |
| 3.3.2 FT-IR法 |
| 3.3.3 萃取剂及萃合物红外光谱图 |
| 3.3.4 萃取反应方程式 |
| 3.4 响应面优化法对络合萃取影响因素的分析 |
| 3.4.1 方差分析 |
| 3.4.2 COD去除率的响应曲面分析 |
| 3.4.3 实验结果验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 络合萃取法处理中和母液 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.2 实验步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 初始pH对中和母液萃取效果的影响 |
| 4.3.2 O/W对中和母液萃取效果的影响 |
| 4.3.3 NaOH溶液体积对中和母液反萃效果的影响 |
| 4.3.4 中和母液萃取后紫外光谱图 |
| 4.3.5 中和母液中各样品定性定量分析 |
| 4.4 中和母液萃余液中硫酸钠的回收 |
| 4.4.1 萃余液中硫酸根的含量 |
| 4.4.2 萃余液分馏及氧化 |
| 4.4.3 过硫酸钠的投加量 |
| 4.4.4 分离硫酸钠 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（4）电絮凝及电絮凝磁絮凝联用处理模拟染料废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 染料废水的污染特点 |
| 1.1.1 染料废水的主要来源 |
| 1.1.2 染料废水的水质特点 |
| 1.1.3 活性黑KN-B染料概况 |
| 1.2 染料废水处理方法概述 |
| 1.2.1 化学法 |
| 1.2.2 物理法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 电絮凝技术概述 |
| 1.3.1 电絮凝技术的主要作用原理 |
| 1.3.2 电絮凝技术的研究进展 |
| 1.4 磁絮凝处理技术概述 |
| 1.4.1 磁絮凝技术的作用原理 |
| 1.4.2 磁絮凝技术的主要应用 |
| 1.5 本文的研究意义和主要研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 2 实验装置与方法 |
| 2.1 实验装置与主要仪器 |
| 2.2 实验水质及主要试剂 |
| 2.2.1 实验水质 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 3 电絮凝处理模拟染料废水的试验研究 |
| 3.1 电解质种类及浓度对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.2 电极组合形式对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.3 初始pH值对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.4 电流强度对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.5 极板间距对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.6 搅拌速度对电絮凝处理效果的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 电絮凝-磁絮凝联用对模拟染料废水的处理研究 |
| 4.1 电絮凝-磁絮凝联用对模拟染料废水的强化处理效果 |
| 4.2 电絮凝及电-磁絮凝处理过程能耗分析 |
| 4.2.1 电絮凝处理活性黑KN-B废水能耗分析 |
| 4.2.2 电絮凝-磁絮凝联合处理活性黑KN-B废水的能耗分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 电絮凝及电磁絮凝联用处理染料废水的作用机理研究 |
| 5.1 电絮凝的作用机理分析 |
| 5.1.1 紫外可见光谱扫描分析 |
| 5.1.2 红外光谱IR分析 |
| 5.1.3 液相色谱质谱联用分析 |
| 5.2 电絮凝-磁絮凝联用对染料废水的处理机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（5）超声/加热/Fe3O4@AC体系活化过硫酸盐降解酸性红73（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 含偶氮染料印染废水处理现状 |
| 1.2 常用印染废水处理工艺 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物化学法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.2.4 高级氧化法 |
| 1.3 过硫酸盐活化方法 |
| 1.3.1 过渡金属活化 |
| 1.3.2 碱活化 |
| 1.3.3 超声活化 |
| 1.3.4 活性炭活化 |
| 1.3.5 热活化 |
| 1.4 协同处理 |
| 1.4.1 超声/活性炭 |
| 1.4.2 超声/固态铁源 |
| 1.4.3 Fe_3O_4/活性炭 |
| 1.4.4 超声/热 |
| 1.5 本文研究目的及内容 |
| 第2章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 测试指标与分析方法 |
| 2.2.1 过硫酸根浓度测量 |
| 2.2.2 亚铁离子浓度测量 |
| 2.2.3 酸性红73 浓度测量 |
| 2.3 染料脱色降解实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Fe_3O_4@AC催化剂的制备及表征 |
| 3.1 Fe_3O_4@AC催化剂的制备 |
| 3.2 Fe_3O_4@AC催化剂的表征 |
| 3.2.1 Fe_3O_4@AC催化剂SEM表征 |
| 3.2.2 Fe_3O_4@AC催化剂XRD表征 |
| 3.2.3 Fe_3O_4@AC催化剂BET表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 酸性红73 协同降解实验研究 |
| 4.1 不同反应体系降解能力对比 |
| 4.1.1 Fe_3O_4@AC体系降解性能 |
| 4.1.2 PS/Fe_3O_4@AC体系降解性能 |
| 4.1.3 US/PS/Fe_3O_4@AC体系降解性能 |
| 4.1.4 不同体系比氧化效率 |
| 4.2 酸性红73 脱色反应参数优化 |
| 4.2.1 溶液pH值 |
| 4.2.2 催化剂用量 |
| 4.2.3 过硫酸盐初始浓度 |
| 4.2.4 酸性红73 初始浓度 |
| 4.2.5 超声功率 |
| 4.2.6 超声频率 |
| 4.3 催化剂回收及重复利用率 |
| 4.4 经济性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 酸性红73 降解机理探究 |
| 5.1 紫外-可见光谱扫描分析 |
| 5.2 自由基淬灭剂对溶液脱色的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 存在的问题及展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）磁性铁氧化物修饰碳纳米管吸附耦合微波降解去除水中染料（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水及其危害 |
| 1.2 印染废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学混凝 |
| 1.2.2 高级氧化 |
| 1.2.3 生物处理 |
| 1.2.4 膜分离 |
| 1.2.5 吸附 |
| 1.3 碳纳米管及其在水处理中的应用 |
| 1.3.1 碳纳米管的结构与性能 |
| 1.3.2 碳纳米管应用于水处理的国内外研究现状 |
| 1.4 吸附剂的再生方法 |
| 1.4.1 溶剂再生 |
| 1.4.2 热再生 |
| 1.4.3 微波辐射再生 |
| 1.5 研究目的及研究意义 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料、设备与实验方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 碳纳米管 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验水样 |
| 2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 磁性铁氧化物修饰的碳纳米管的制备与表征 |
| 2.3.1 磁性铁氧化物修饰碳纳米管的方法 |
| 2.3.2 磁性铁氧化物修饰碳纳米管的表征 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 吸附单因素影响实验方法 |
| 2.4.2 吸附动力学 |
| 2.4.3 吸附等温线 |
| 2.4.4 微波降解染料实验 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 染料浓度的检测 |
| 2.5.2 COD_(Cr)浓度的检测 |
| 2.5.3 色度的检测 |
| 2.5.4 金属离子浓度的测定 |
| 2.5.5 气体成分的分析 |
| 第三章 磁性铁氧化物修饰碳纳米管的表征 |
| 3.1 场发射扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.2 X 射线能谱(EDS)分析 |
| 3.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.4 比表面积(BET)的测定和孔径分析 |
| 3.5 磁性能分析 |
| 3.6 X射线衍射分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 磁性铁氧化物修饰的碳纳米管吸附耦合微波降解染料性能 |
| 4.1 磁性铁氧化物修饰的碳纳米管吸附水中可溶性染料的影响因素 |
| 4.1.1 投加量 |
| 4.1.2 pH值 |
| 4.1.3 初始浓度 |
| 4.1.4 反应时间 |
| 4.1.5 温度 |
| 4.1.6 振荡速度 |
| 4.1.7 重金属离子 |
| 4.1.8 混合染料 |
| 4.2 吸附在磁性铁氧化物修饰的碳纳米管上染料的微波降解 |
| 4.2.1 时间和功率对染料降解的影响 |
| 4.2.2 微波次数对再生效果的影响 |
| 4.2.3 微波辐射对吸附剂磁性能的影响 |
| 4.3 吸附耦合微波降解对实际印染废水的处理效果 |
| 4.3.1 不同投加量下的处理效果 |
| 4.3.2 pH值对处理实际废水的影响 |
| 4.3.3 活性碳与碳纳米管、磁性碳纳米管对实际废水的吸附性能比较 |
| 4.3.4 实际废水污染物被吸附后的微波降解性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磁性铁氧化物修饰碳纳米管吸附染料以及微波降解染料的机理 |
| 5.1 磁性铁氧化物修饰碳纳米管吸附染料的机理 |
| 5.1.1 吸附动力学 |
| 5.1.2 吸附等温线 |
| 5.1.3 热力学 |
| 5.2 微波降解染料的机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和申请的专利 |
| 致谢 |
（7）聚4-乙烯基吡啶基磁性纳米材料对典型有机物的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 染料与PPCPs的来源、分类、性质及危害 |
| 1.1.1 染料的来源、分类、性质及危害 |
| 1.1.2 PPCPs的来源、分类、性质及危害 |
| 1.2 染料与PPCPs的处理方法 |
| 1.2.1 生物膜法 |
| 1.2.2 活性污泥法 |
| 1.2.3 厌氧生物法 |
| 1.2.4 膜分离技术 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.2.6 化学沉淀法 |
| 1.2.7 化学混凝法 |
| 1.2.8 氧化/还原技术 |
| 1.3 吸附法和氧化/还原技术去除有机污染物的研究现状和发展趋势 |
| 1.3.1 吸附法去除水体中有机污染物的研究进展 |
| 1.3.2 氧化/还原技术去除水体中有机污染物的研究进展 |
| 1.3.3 P4VP的简介 |
| 1.4 研究背景、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 GO-Fe_3O_4@P4VP的制备及其吸附水溶液中甲基蓝的性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器和试剂 |
| 2.2.2 GO-Fe_3O_4@P4VP的制备 |
| 2.2.3 GO-Fe_3O_4@P4VP的表征 |
| 2.2.4 GO-Fe_3O_4@P4VP的批处理吸附实验 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 GO-Fe_3O_4@P4VP的表征 |
| 2.3.2 所制备吸附剂的吸附性能比较分析 |
| 2.3.3 pH的影响 |
| 2.3.4 吸附剂投加量的影响 |
| 2.3.5 污染物初始浓度的影响及吸附等温线 |
| 2.3.6 接触时间的影响及吸附动力学 |
| 2.3.7 温度的影响及吸附热力学 |
| 2.3.8 离子强度的影响 |
| 2.3.9 XPS分析 |
| 2.3.10 重复使用性和稳定性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP的制备及其吸附水溶液中萘普生的性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器和试剂 |
| 3.2.2 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP的制备 |
| 3.2.3 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP的表征 |
| 3.2.4 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP的批处理吸附实验 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP磁性纳米复合材料的表征 |
| 3.3.2 所制备吸附剂的吸附性能比较分析 |
| 3.3.3 pH的影响 |
| 3.3.4 吸附剂投加量的影响 |
| 3.3.5 污染物初始浓度的影响与吸附等温线 |
| 3.3.6 接触时间的影响和吸附动力学 |
| 3.3.7 温度的影响和吸附热力学 |
| 3.3.8 离子强度的影响 |
| 3.3.9 XPS分析 |
| 3.3.10 Al-MOF-Fe_3O_4@P4VP对其他污染物的吸附能力 |
| 3.3.11 重复使用性和稳定性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs的制备及其催化降解水溶液中有机污染物的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器和试剂 |
| 4.2.2 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs的制备 |
| 4.2.3 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs的表征 |
| 4.2.4 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs的催化实验 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs磁性纳米复合材料的表征 |
| 4.3.2 所制备催化剂的催化性能比较分析 |
| 4.3.3 pH的影响 |
| 4.3.4 催化剂投加量的影响 |
| 4.3.5 污染物初始浓度的影响 |
| 4.3.6 温度的影响 |
| 4.3.7 离子强度的影响 |
| 4.3.8 紫外可见光谱分析 |
| 4.3.9 重复使用性和稳定性研究 |
| 4.3.10 CoFe_2O_4-P4VP@Ag NPs降解Cip的可能机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 结论与展望 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（8）铁碳微电解处理印染废水的效能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 印染废水的分类 |
| 1.1.2 印染废水的特点 |
| 1.1.3 印染废水的危害 |
| 1.2 印染废水的处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 铁碳微电解工艺 |
| 1.3.1 国外研究现状 |
| 1.3.2 国内研究现状 |
| 1.4 课题研究意义和内容 |
| 1.4.1 课题研究意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验用水 |
| 2.4 实验装置 |
| 2.5 分析项目及检测方法 |
| 2.5.1 分析项目 |
| 2.5.2 预处理实验 |
| 2.5.3 生物毒性检测方法 |
| 第3章 铁碳微电解处理印染废水的条件优化及效能分析 |
| 3.1 铁碳微电解工艺参数的优化 |
| 3.1.1 初始pH对废水处理效果的影响 |
| 3.1.2 铁/碳质量比对废水处理效果的影响 |
| 3.1.3 反应时间对废水处理效果的影响 |
| 3.2 响应面模型的建立 |
| 3.2.1 响应面实验设计 |
| 3.2.2 响应面实验设计结果 |
| 3.2.3 方差分析及显着性检验 |
| 3.2.4 因素相互作用 |
| 3.2.5 交互作用的响应曲面图 |
| 3.3 动力学分析 |
| 3.3.1 确定反应级数 |
| 3.3.2 建立动力学模型 |
| 3.3.3 一元非线性回归分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铁碳微电解处理印染废水的生物毒性及机理分析 |
| 4.1 大肠杆菌生长曲线及细胞形态分析 |
| 4.1.1 大肠杆菌生长曲线 |
| 4.1.2 细胞形态分析 |
| 4.2 抗氧化系统分析 |
| 4.2.1 LDH释放量 |
| 4.2.2 ROS产生水平 |
| 4.2.3 MDA和GSH含量 |
| 4.2.4 抗氧化酶活性分析 |
| 4.3 生物标志物分析 |
| 4.3.1 大肠杆菌存活率和跨膜电位分析 |
| 4.3.2 核酸蛋白含量和内源荧光蛋白分析 |
| 4.3.3 葡萄糖消耗量和热值测定 |
| 4.4 铸铁屑和活性炭的特征分析 |
| 4.4.1 SEM分析 |
| 4.4.2 EDS分析 |
| 4.4.3 XRD分析 |
| 4.5 印染废水成分分析 |
| 4.5.1 紫外可见光谱分析 |
| 4.5.2 红外光谱分析 |
| 4.5.3 三维荧光光谱分析 |
| 4.5.4 气-质联用色谱分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及其他成果 |
| 致谢 |
（9）UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.1.3 课题研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 印染废水处理技术的研究与应用现状 |
| 1.2.2 Fenton试剂法处理难降解废水的研究现状 |
| 1.2.3 Fenton试剂法的改进及其应用 |
| 1.3 存在问题分析 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 试验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验仪器与主要试剂 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.3 试验水样 |
| 2.4 试验方法及分析方法 |
| 2.4.1 试验方法 |
| 2.4.2 分析方法 |
| 3 非均相催化剂的制备及表征 |
| 3.1 催化剂载体和活性组分的选择 |
| 3.1.1 催化剂载体的选择 |
| 3.1.2 催化剂活性组分的选择 |
| 3.2 非均相催化剂的制备 |
| 3.2.1 Fe/AC非均相催化剂的制备 |
| 3.2.2 Fe-Cu/ATP-AC非均相复合催化剂的制备 |
| 3.2.3 颗粒型Fe-Cu/ATP-AC非均相复合催化剂的制备 |
| 3.3 非均相催化剂的表征 |
| 3.4 非均相催化剂催化性能的研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Fe/AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究 |
| 4.1 Fe/AC催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水影响因素的研究 |
| 4.1.1 初始pH值对处理效果的影响 |
| 4.1.2 Fe/AC非均相催化剂投加量对处理效果的影响 |
| 4.1.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 4.1.4 反应时间对处理效果的影响 |
| 4.1.5 反应温度对处理效果的影响 |
| 4.1.6 最佳反应条件下对孔雀石绿废水处理效果的研究 |
| 4.2 催化剂重复使用稳定性的研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究 |
| 5.1 Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水影响因素的研究 |
| 5.1.1 初始pH值对处理效果的影响 |
| 5.1.2 Fe-Cu/ATP-AC非均相复合催化剂投加量对处理效果的影响 |
| 5.1.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 5.1.4 反应时间对处理效果的影响 |
| 5.1.5 进水浓度对处理效果的影响 |
| 5.2 正交试验及最优组合的验证 |
| 5.2.1 正交试验 |
| 5.2.2 最优组合的验证 |
| 5.3 颗粒型Fe-Cu/ATP-AC非均相复合催化剂的应用研究 |
| 5.3.1 复合颗粒Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的试验研究 |
| 5.3.2 复合颗粒催化剂重复使用稳定性的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 UV对 Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水的强化 |
| 6.1 单独使用紫外光处理孔雀石绿废水的试验研究 |
| 6.2 UV对 Fe/Cu催化非均相Fenton体系强化效果的研究 |
| 6.2.1 紫外照射时间对处理效果的影响 |
| 6.2.2 紫外功率对处理效果的影响 |
| 6.2.3 紫外照射对不同浓度废水处理效果的影响 |
| 6.2.4 最佳强化条件下对孔雀石绿废水处理效果的研究 |
| 6.3 UV强化对Fe/Cu催化非均相Fenton体系药剂投加量影响的研究 |
| 6.3.1 UV强化对催化剂投加量的影响 |
| 6.3.2 UV强化对H_2O_2投加量的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）改性活性炭辅助微波-Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.1.3 课题的目的及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 印染废水处理的研究现状 |
| 1.2.2 Fenton氧化法及类Fenton法在印染废水处理方面的研究现状 |
| 1.2.3 微波—Fenton法及微波改性活性炭技术在印染废水处理方面的的研究现状 |
| 1.2.4 存在问题分析 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 试验装置与试验方法 |
| 2.1 试验装置设备及主要试剂 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验仪器设备 |
| 2.1.3 试验主要试剂 |
| 2.2 试验用水及活性炭材料 |
| 2.2.1 试验水样 |
| 2.2.2 活性艳红X-3B性质 |
| 2.2.3 试验所用活性炭材料 |
| 2.3 试验方法与分析方法 |
| 2.3.1 试验方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 3 Fenton氧化法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.1 Fenton氧化法法处理活性艳红X-3B废水的单因素试验 |
| 3.1.1 PH值对Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.1.2 过氧化氢投加量对Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.1.3 硫酸亚铁投加量对Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.1.4 反应温度对Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.1.5 振荡时间对Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 3.2 Fenton氧化法处理活性艳红X-3B废水的最佳处理效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 微波—Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 4.1 单独微波辐射法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 4.1.1 微波功率对废水处理效果的影响 |
| 4.1.2 微波辐照时间废水处理效果的影响 |
| 4.2 微波—Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究 |
| 4.2.1 n[FeSO_4·7H_2O]/n[H_2O_2]对废水处理效果的影响 |
| 4.2.2 微波功率对废水处理效果的影响 |
| 4.2.3 微波辐照时间对废水处理效果的影响 |
| 4.3 微波—Fenton法处理活性艳红X-3B废水的最佳处理效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 改性活性炭催化剂辅助微波—Fenton法对活性艳红X-3B废水处理的试验研究 |
| 5.1 普通活性炭辅助微波—Fenton法对活性艳红X-3B废水的处理试验 |
| 5.1.1 活性炭投加量对废水处理效果的影响 |
| 5.1.2 PH值对废水处理效果的影响 |
| 5.1.3 n[FeSO_4·7H_2O]/n[H_2O_2]对废水处理效果的影响 |
| 5.1.4 微波功率对废水处理效果的影响 |
| 5.1.5 微波辐照时间对废水处理效果的影响 |
| 5.2 改性活性炭催化剂的制备及辅助微波—Fenton法对活性艳红X-3B废水的处理试验 |
| 5.2.1 改性活性炭催化剂的制备 |
| 5.2.2 改性活性炭催化微波—Fenton法处理活性艳红X-3B废水的单因素试验 |
| 5.3 正交试验 |
| 5.3.1 正交试验的设计 |
| 5.3.2 正交试验的结果分析 |
| 5.3.3 在最佳反应条件下对模拟印染废水的处理效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
四、化学混凝法处理高色度染料废水的研究（论文参考文献）
- [1]PES/SPSf/SPES共混膜结构调控与染料分离机制研究[D]. 刘晓伟. 天津工业大学, 2021(01)
- [2]磁性海藻酸钠/稀土生物高分子凝胶球复合材料的制备、表征及其吸附特性[D]. 陈晨. 内蒙古师范大学, 2020(08)
- [3]三单体生产废水中间苯二甲酸-5-磺酸类物质的溶剂萃取回收[D]. 高学兰. 大连海事大学, 2020(01)
- [4]电絮凝及电絮凝磁絮凝联用处理模拟染料废水研究[D]. 陈新全. 大连海事大学, 2020(01)
- [5]超声/加热/Fe3O4@AC体系活化过硫酸盐降解酸性红73[D]. 杨超. 天津大学, 2020(02)
- [6]磁性铁氧化物修饰碳纳米管吸附耦合微波降解去除水中染料[D]. 黄素. 广东工业大学, 2020(02)
- [7]聚4-乙烯基吡啶基磁性纳米材料对典型有机物的去除研究[D]. 李元帅. 兰州大学, 2020(01)
- [8]铁碳微电解处理印染废水的效能及机理研究[D]. 张真. 东北电力大学, 2020(01)
- [9]UV强化Fe/Cu催化非均相Fenton体系处理孔雀石绿废水试验研究[D]. 王斯琪. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [10]改性活性炭辅助微波-Fenton法处理活性艳红X-3B废水的试验研究[D]. 刘梦佳. 沈阳建筑大学, 2020(04)