韩奕彤[1]（2020）在《硫化纳米铁修复地下水中三氯乙烯反应活性、毒性及迁移性研究》文中研究表明地下水污染修复一直是环境地球化学领域的热点问题,其中三氯乙烯（TCE）毒性强、难降解、检出率高,是地下水中的优先控制污染物之一。针对TCE的污染,本文选择近年发展的纳米铁原位注射技术为研究对象,系统研究硫化纳米铁（S-nZVI）的各项性质,特别是对TCE降解的反应活性、细胞毒性和迁移能力,从而提出并实验证实了羧甲基纤维素（CMC）包覆S-nZVI能够更好实现地下水污染的原位修复。研究表明,S-nZVI具有Fe（0）-FeS的核壳结构,FeS具有良好的稳定性和导电性,能够保护电子源并加速电子转移,因此表现出比nZVI更高的反应活性。S-nZVI对TCE的降解活性与硫化比例有关,Fe/S最佳硫化比例为15,反应速率常数是nZVI的7倍。地下水中天然有机质、溶解氧、无机离子、pH值、温度等对TCE的降解具有一定影响,但对S-nZVI反应活性的影响远小于nZVI,S-nZVI表现出良好的降解TCE效果。nZVI硫化后形成的S-nZVI细胞毒性减弱,但仍具有一定的杀菌效果。由于天然有机质的存在,能够避免S-nZVI与细胞直接接触,会极大降低S-nZVI在环境中的毒性。尽管S-nZVI团聚效应相较于nZVI有所抑制,然而其分散性的提高仍不足以使其在饱和石英砂柱中迁移。为了实现S-nZVI的有效迁移,有利于到达目标区原位修复,本文使用羧甲基纤维素作为改性剂,成功制备了包覆型硫化纳米铁。除了分散稳定性显着提高,羧甲基纤维素改性硫化纳米铁还能够在饱和石英砂柱中有效迁移,其迁移能力随S/Fe、CMC的初始浓度和溶液粘度的增加而增强。环境中Cr（VI）、As（V）、Cu2+等共存重金属的吸附对羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的分散稳定性和迁移性具有一定影响,这也降低了纳米铁携带重金属迁移造成二次污染的可能性。CMC的包覆对TCE降解存在轻微的抑制作用,但即使CMC浓度达到1 g C/L,羧甲基纤维素改性硫化纳米铁（2g/L）也能够在16 h内降解90%的TCE（0.1 mM）。因此羧甲基纤维素改性硫化纳米铁兼具良好活性与迁移性,能更好地应用于地下水污染原位修复。
范维利[2]（2020）在《载锰活性氧化铝处理地下水中氟、铁离子效能研究》文中研究说明受地质环境影响,一些地区地下水型饮用水水源存在氟和铁同时超标的现象。本文针对氟离子和铁离子同时超标的问题,通过静态和动态试验,利用吸附法除氟和接触氧化法除铁原理,开展地下水中氟、铁离子去除效果研究。以出水氟离子满足《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）,铁离子出水浓度显着下降为目标,为地下水同步除氟降铁提供参考和借鉴。载锰活性氧化铝可以实现除氟降铁,铁离子的存在不会抑制载锰活性氧化铝吸附效果,铁离子质量浓度从0增加到2mg/L时,含有2mg/L和5mg/L氟离子原水的出水氟离子平均质量浓度分别为0.65mg/L和0.95mg/L,去除率分别稳定在68%和81%,与铁离子浓度为0mg/L时的除氟效果相当;同时铁离子去除效果随着原水中氟离子浓度的升高而提高,氟离子质量浓度从2mg/L增加至5mg/L,铁离子去除率从57.5%升至67%。载锰活性氧化铝对氟离子的吸附过程符合准二级动力学,吸附速率主要受颗粒内扩散的控制;Freundlich模型和Langmuir模型均可以描述吸附氟离子的过程,但Freundlich模型显着性更强,吸附过程主要以多层化学吸附为主。吸附反应是自发进行的吸热反应。pH值、温度、吸附时间对氟离子和铁离子去除效果影响的显着关系分别为AF（吸附时间）>BF（pH值）>CF（温度）,BFe（pH值）>CFe（温度）>AFe（吸附时间）。pH值对载锰活性氧化铝除氟降铁效果的影响最为显着。在吸附时间8h,pH值为4,温度为25℃的条件下,原水中铁离子和氟离子质量浓度均为2mg/L时,氟离子和铁离子去除率可以达到68%和59.5%,出水质量浓度分别为0.61mg/L和0.81mg/L。载锰活性氧化铝的除氟降铁效果明显优于普通活性氧化铝。在原水氟离子和铁离子浓度分别为5mg/L和2mg/L,滤速为1m/h,滤柱高度为150mm时,载锰活性氧化铝滤柱除氟稳定达标运行时间是27h,其稳定运行时间是普通活性氧化铝的2.5倍,铁离子由普通活性氧化铝滤柱运行60h后稳定达标缩减至载锰活性氧化铝滤柱运行5h后达标。以2.5%碳酸钠作为再生剂,再生2h后出水氟离子和铁离子质量浓度分别为0.96mg/L和0.74mg/L。与载锰活性氧化铝首次除氟降铁效果相比,氟离子去除率下降了0.2%,铁离子去除率下降了17.5%。经过3次再生后,载锰活性氧化铝滤柱的氟离子吸附量从0.7mg/g降低至0.61mg/g。再生后的载锰活性氧化铝吸附容量未出现明显衰减,可延长载锰活性氧化铝的使用寿命。
濮梦婕[3]（2018）在《Fe/C基非均相催化材料活化过硫酸钠降解水中典型有机污染物的研究》文中进行了进一步梳理基于硫酸根自由基（SO4-·）的过硫酸盐（PS）高级氧化技术处理效率高、处理周期短、适用范围广,已发展成为处理难降解有机污染物的优选方法。采用基于金属Fe和非金属C的非均相PS活化体系能够通过对催化活性组分的固载来减少金属离子的溶出,同时能够避免均相体系阴离子或有机络合剂的引入导致的二次污染和对自由基的竞争淬灭作用,是可靠的均相PS活化体系的替代方法。基于此,本文着重Fe/C基非均相PS催化剂（纳米Fe3O4、Fe/SGAC和Fe-MIL53）的研发及其在活化PS降解水中典型有机污染物方面的应用。研究这三种催化剂合成反应参数对其结构特征和催化活性的影响规律,系统评估这三种催化剂活化PS和降解典型污染物的性能,并重点研究相关的活化机理。具体研究内容和主要研究结论如下:（1）为减少均相体系中的淬灭反应和二次污染问题,提高污染物的去除效率,制备出了纳米氧化铁（Fe3O4）活化PS,构建非均相体系。考察了前驱体FeII/FeIII不同物料配比、合成温度和时间对产物催化活性的影响。结果表明,FeII/FeIII配比的增加和晶化温度的升高会降低Fe3O4的催化活性。晶化时间的适当延长可使Fe3O4的催化活性增强。当Fe2+/Fe3+=1/2、合成温度60°C、时间2 h时,产物Fe3O4催化活性最强。最优条件下反应60 min后DEP降解率为90%。（2）为明确Fe3O4作为PS非均相催化材料的可行性,对Fe3O4活化PS的性能进行系统性的评估,鉴别了体系主要活性自由基物种,并探讨了Fe3O4对PS可能的活化机理。结果表明,该体系能够在pH 39的范围内发挥稳定高效的氧化作用,pH为11时,使用高浓度初始PS仍然能够维持体系的高效氧化性。但纳米Fe3O4在活化PS过程中表面易被氧化生成γ-Fe2O3、α-FeOOH等腐蚀产物,使Fe3O4发生不可逆失活。SO4-·和·OH是该体系的主要活性自由基,但O2-·、HO2·等活性氧物种也参与了活化反应过程。（3）针对纳米Fe3O4化学性质不稳定,无法在空气中储存,且活化PS时表面极易被氧化的问题,提出采用碳基铁硫复合材料（Fe/SGAC）活化PS。分析了Fe/SGAC表面元素价态,考察了Fe/S不同负载/掺杂含量对催化剂结构、表面基团密度以及活性的影响。结果表明,Fe/SGAC表面含有的Fe2O3/FeOOH、Fe2（SO4）3、FeO/Fe3O4和Na2S4O6等活性组分是活化PS新的位点,因此Fe/SGAC的催化活性较初始GAC和未掺杂S的FeGAC显着提高。但Fe/S的负载/掺杂含量不宜过高。其最适宜含量分别为0.5%和5%。Fe/SGAC活化PS体系对污染物OG能发挥有效的氧化降解作用,且OG降解主要依靠自由基等活性物质的氧化性,并非材料吸附性。（4）为明确Fe/SGAC作为新型PS非均相催化材料的可行性,对Fe/SGAC活化PS的性能进行系统性的评估,鉴别了主要活性自由基物种,并探讨Fe/SGAC对PS的活化机理。结果表明,该体系能够在pH 311的宽泛范围内发挥稳定有效的氧化作用。最优条件下反应180 min后OG的去除率可达99%。活化反应过程中Fe/SGAC表面的含铁活性组分和碱性官能团等活性位点被大量的消耗,同时Fe/SGAC比表面积和孔隙率下降,致使Fe/SGAC在重复使用实验中活性逐渐降低。Fe/SGAC活化PS的机理包含非自由基活化和自由基活化两个途径,OG的降解不仅依靠SO4-·和·OH的氧化作用,也归因于体系中非自由基物种的氧化作用。（5）针对纳米Fe3O4结构性质不稳定、Fe/SGAC重复使用性较差的问题,提出采用铁基金属有机骨架（Fe-MIL53）活化PS。研究了经不同晶化和真空活化条件制备出的Fe-MIL53的结构和活性。分析了合成因素导致其活性差异的原因。结果表明,晶化和真空活化的温度和时间决定Fe-MIL53的BET大小和Fe CUS不同价态的相对含量,从而影响着Fe-MIL53的催化活性。150°C反应5 h、170°C活化12 h是最佳合成参数选择。Fe-MIL53具有FeII与FeIII混合氧化态的Fe CUS。FeII/FeIII含量比越高,Fe-MIL53催化活性越强。（6）为明确Fe-MIL53作为新型PS非均相催化材料的可行性,对Fe-MIL53活化PS氧化OG的性能进行系统性的评估,鉴别了体系主要活性自由基物种,阐述了活化过程Fe-MIL53的Fe CUS价态的衍变机制和自由基的转化机理。结果表明,该体系在酸性pH条件下氧化能力更强。最佳条件下反应90 min后,OG氧化脱色率达到98%,反应120 min后废水COD去除率达到74%。体系对较高浓度OG废水仍然具有适用性。虽然活化使CUS被大量消耗,催化剂的表面形貌改变,晶体结构发生变化。但由于FeII与FeIII CUS在较长反应周期内能持续相互转化,因此Fe-MIL53具备良好的循环催化活性。Fe-MIL53活化PS机理主要涉及非均相活化,均相活化只起到辅助作用。对比上述三种催化体系,Fe-MIL53活化PS效率高、催化剂稳定性好,能重复使用5个周期以上,因此活化PS的应用效果最佳。
修瑞瑞[4]（2017）在《负载型纳米零价铁的制备及其去除几种典型农业污染物的应用研究》文中指出随着化肥、农药大量施用、循环污水农用灌溉等,农业污染日益严重,已成为我国最严重的环境问题之一,威胁到食品安全和人体健康,因此急需采取有效的方法进行农业污染防控。随着纳米技术的发展,纳米零价铁在环境治理中的应用备受关注。本文制备了具有高反应活性的纳米零价铁（NZVI）以及壳聚糖改性的硅藻土负载型的纳米零价铁（NZVI/CDt）,研究了两种材料对几种典型农业污染物硝酸盐氮、重金属Cu2+及环丙沙星的去除效果,为新型功能材料作用于农业污染治理提供理论依据。本文主要从以下几个方面进行:（1）液相还原法制备纳米零价铁（NZVI）及壳聚糖改性的硅藻土负载型的纳米零价铁（NZVI/CDt）并对其进行X射线衍射（XRD）分析、扫描电子显微镜（SEM）分析、透射电子显微镜（TEM）分析、X射线光电子能谱（XPS）分析和Zeta电位表征和分析,来探究材料晶相组成、表面和内部结构、样品元素组成等,为研究负载效果和去除污染物效果和机理提供理论基础。XRD和XPS表征结果显示NZVI负载于CDt上,说明本实验成功制备出NZVI/CDt复合材料。SEM和TEM结果显示未负载纳米零价铁颗粒团聚严重,呈链状,而经过硅藻土负载后,纳米零价铁均匀分散在改性硅藻土表面,部分纳米铁颗粒镶嵌在硅藻土孔隙内,个体呈球形,粒径小于100nm,说明硅藻土是个良好的载体材料,对强化其去除污染物的能力起了重要作用。Zeta电位显示NZVI/CDt材料的零点电位pHZPC约为6.7。（2）考察了纳米零价铁（NZVI）及壳聚糖改性的硅藻土负载型的纳米零价铁（NZVI/CDt）对硝酸盐氮（NO3--N）的去除效果,并根据实验数据,建立NZVI和NZVI/CDt去除NO3--N的动力学关系,并研究反应机理以及材料的重复利用性。结果显示,NZVI/CDt复合材料提高了对N03--N去除能力,并且缓解了 pH值对N03--N去除的影响。在pH=7,温度25℃,NO3--N初始浓度为20mg/L,复合材料投加量为5.141 g/L的实验条件下,NZVI/CDt对N03--N的去除率为90.05%。随着pH值的升高NZVI对N03--N的去除率降低,在酸性条件下更有利于N03--N的去除;对NZVI/CDt而言,pH对NZVI/CDt去除NO3--N影响较小,在不同pH条件下NZVI/CDt对N03--N均有良好的去除效果。NZVI/CDt去除NO3--N最终产物主要是以NH4+-N为主,该反应过程符合准一级动力学方程。NZVI/CDt比NZVI稳定性高,重复利用性强。（3）对比研究了壳聚糖改性的硅藻土（CDt）、纳米零价铁（NZVI）和壳聚糖改性的硅藻土负载型的纳米零价铁（NZVI/CDt）和对重金属Cu2+的去除效果,并单独考察了NZVI/CDt颗粒投加量、体系pH、Cu2+初始浓度对Cu2+去除效果的影响。并根据实验数据,建立NZVI/CDt对CLu2+的吸附模型和吸附动力学方程,通过XPS分析反应产物,研究其反应机理。结果表明,在pH为5,初始浓度为20mg/L,NZVI/CDt投加量为0.75 g/L的实验条件下,反应4h后,NZVI/CDt对Cu2+去除率为98.52%。该反应符合Langmuir模型,该模型的相关系数R2为0.998,最大吸附量Qm是74.29 mg/g;准二级反应动力学模型可以较好地描述纳米铁复合材料对铜离子去除反应,Cu2+初始浓度为60 mg/L和100mg/L的相关系数R2分别为1和0.999。通过XPS结果得出,NZVI/CDt去除Cu2+是还原作用,其中纳米零价铁在去除反应中被氧化成Fe3+,而溶液内的Cu2+最终被还原为Cu2O 和 Cu0。（4）分别探究不同pH、不同初始浓度和不同反应材料影响因素对环丙沙星（CIP）去除效果的影响,建立壳聚糖改性的硅藻土负载型的纳米零价铁（NZVI/CDt）对环丙沙星的吸附模型和吸附动力学方程,通过液相高分辨飞行时间质谱仪（HPLC-TOF-MS）分析反应产物,研究其反应机理。结果显示,NZVI/CDt材料对CIP吸附效果高于NZVI,在pH=6,温度25 ℃,CIP初始浓度为20 mg/L,NZVI/CDt投加量为5 g/L的实验条件下,NZVI/CDt对CIP的去除率为93.50%。NZVI和NZVI/CDt对CIP的去除均符合准二级动力学模型,相关系数较高,分别为0.999和0.997;NZVI/CDt材料对CIP的反应符合Langmuir模型,该模型的相关系数R2为0.986,说明该吸附为单分子层吸附且最大吸附量为8.242 mg/g。NZVI/CDt对CIP反应主要以吸附为主。
段建榜[5]（2016）在《沉钒废水中铝和钒的分离回收方法研究》文中研究说明沉钒废水中由于含有超过环境容量多倍的金属离子,如果不经过处理直接排放到自然界中,将会对环境产生很严重污染,因此,为了保护环境,防治污染,必须大力发展钒工业生产工艺及治理污染技术的改进,使废水中的金属离子得以回收,这不仅具有一定的经济意义,而且对保持水体的健康、维护生态环境具有十分重要意义。本文以南阳某钒矿的废水为研究对象,对其进行了废水的处理排放及废水中高浓度的铝、钒的回收。本实验采用三步法处理该废水,实现废水中有价金属的回收利用,优化各个工艺的参数,从而提高其处理的效果,最大程度回收废水中的有价金属,降低该工艺的处理成本,并使废水达到排放的标准。首先对该沉钒废水进行了化学成分分析,再用不同的方法对该废水进行处理,达到了很好的效果。本研究的主要内容有:（1）针对酸性沉钒废水中含有高浓度的铁铝钒的特点,经过多次的对比实验分析,得出一个较佳的实验处理方法:除铁-沉铝-铵盐沉钒-纤维离子交换（低浓度钒）。通过实验得出,当除铁溶解铝钒的pH为13,除铁率可达99.4%,铝的溶出率达到92.1%,钒的溶出率达到90%以上;沉铝时的pH为59,铝的沉淀率为97.8%;氢氧化铝吸附溶液中钒酸根离子,呈现黄色,并对氢氧化铝进行洗涤试验研究,当氨水浓度为25 g/L、反应温度为40℃,反应时间30 min时,氢氧化铝的纯度达到97.3%。通过对氢氧化铝了分散研究,得出较佳的分散条件为:聚丙烯酸钠为分散剂,加入量为1.6 wt%,超声功率为300 W。（2）经试验研究得出,酸性铵盐沉钒的最佳工艺条件:pH=2,加铵系数K=2.5,反应温度90℃,反应时间120min,反应搅拌的速度250 r/min,在该工艺条件下,沉钒率可达98.5%左右。（3）最后本论文研究了PAN基多胺纤维对V（Ⅴ）的离子交换。探讨了静态时溶液的pH、纤维型式、温度、吸附时间对纤维交换量的影响,及解吸纤维时氢氧化钠的最佳浓度,实验结果表明:采用氯性纤维、试验在25℃、交换时间3h、pH=68时纤维饱和离子交换量为294 mg/g,废水中钒的去除率达到98.1%以上,以0.5 mol/L氢氧化钠对其进行解吸,解吸率达到98.02%以上;探讨了动态时温度和流速对饱和交换量的影响,实验结果表明:低流速、高温时纤维对钒的交换效果更佳。
张凡[6]（2016）在《铁铜双金属微电解法及其衍生工艺处理典型PPCPs》文中研究说明近年来随着检测技术的提高,药品与个人护理品（pharmaceuticals and personal care products,PPCPs）在全世界各国均频频报道被检出,这类物质拥有环境持久性、生物积累性和高毒性等特点,因此PPCPs的环境行为和风险越来越受到关注。本文以磺胺甲恶唑和卡马西平为主要研究对象,分别用铁铜双金属微电解法以及铁铜-芬顿联用工艺来去除上述两种目标污染物的水溶液,比较了各种因素对污染物去除效果的影响,讨论了两种药物产生不一样结果的原因,根据单因素实验结果对铁铜双金属微电解法处理磺胺甲恶唑做了响应面分析,并对序批式烧杯实验和长期连续反应实验结果做了研究和比对;通过研究水环境中常见离子对铁铜双金属微电解法处理磺胺甲恶唑的影响,分析讨论了影响机理;根据以铁上镀铜为反应填料的微电解法处理磺胺甲恶唑的的实验,对这种镀铜材料做了表征和处理效果的评估。通过对实验数据以及全文的总结,得出以下结论:（1）铁铜双金属微电解法对CBZ的处理效果不佳,无论如何改变实验条件,CBZ的去除率均不到10%,铁铜双金属微电解法对SMZ有很好的去除效果,当进水pH=3、反应时间=60min、铁投加量=60g/L和铜铁投加比=4:1时,铁铜双金属微电解法对SMZ的处理效果最佳,处理率可达到将近100%。根据Design Expert 8.0.6.1软件优化程序,根据SMZ去除率从高到低,得到解决方案（最佳条件）为:pH=2.48、反应时间=69.71min、Fe投加量=70.574g/L、D-铜铁比=4.16:1,模拟SMZ去除率为100%（实际处理效果与预测值接近）。硫酸根离子对SMZ去除率没有明显影响;低浓度的氯离子、高浓度的硝酸根离子、亚硝酸根离子和铵根离子能提高SMZ去除率,但高浓度氯离子和低浓度硝酸根离子、磷酸根离子和钙离子会抑制SMZ去除。（2）通过对SMZ和CBZ去除机理的分析发现,SMZ的去除主要由微电解过程的还原作用引起,但是此微电解过程对CBZ基本没有去除效果。将铁铜微电解进一步耦合芬顿反应,CBZ可被高效氧化去除,去除率为88.2%;另外,芬顿氧化过程也可将SMZ的还原产物进一步氧化去除。在最优反应条件下,连续反应体系能够稳定运行大约18天。稳定期过后,随着工艺中铁析出量下降,目标污染物的去除率也开始下降。连续反应对污染污染的去除效果与序批式实验相比相对较差。反应末期分别做了亚铁和单质铁的两个补加方案,投加亚铁对SMZ的去除工艺没有明显影响,但是迅速提高了CBZ的去除率且效果显着,投加单质铁对SMZ和CBZ的去除率均有明显的提升,且变化迅速。（3）根据铁镀铜微电解法处理磺胺甲恶唑实验发现,铁表面铜的附着程度是该微电解处理工艺对污染物的去除效果的重要影响因素,过多或者太少的铜都会影响污染物的去除效果。试验发现,当铁和铜离子比例为6:0.04,在30oC、100转/分钟的恒温摇床中反应30min钟所得的样品对磺胺甲恶唑的处理效果最好。
任新[7]（2014）在《净水厂工艺废水中污泥制备吸附剂及对水中Cr6+的吸附特性》文中研究说明废物的资源化利用是当前的一个热点课题。秉承可持续发展理念，利用废物开发出资源节约型和环境友好型吸附材料，不但可变废为宝，同时还能减轻废物带来的环境压力，具有现实的意义。净水厂生产废水污泥（简称净水厂污泥）是净水厂生产过程中产生的副产品，有研究表明净水厂污泥对水中污染物具有一定的吸附去除能力，但去除性能不高，而且应用后回收困难。针对上述不足，本文选取了具有代表性的水库源净水厂的污泥作为吸附材料基质，选择热-酸联合改性法对净水污泥进行改性，制备出高效能的改性污泥粉末吸附剂；另外，结合本研究选取的净水厂污泥具有的特殊性质，以净水厂污泥为主要陶粒制备原料，建立一种新型的陶粒制备工艺。以Cr（VI）为吸附去除对象，考察改性污泥粉末吸附剂以及污泥陶粒吸附剂的吸附性能，构建净水厂污泥基吸附剂对Cr（VI）的吸附模型并探讨吸附机理，为净水厂污泥作为吸附材料的实际应用提供理论指导和科学依据。利用元素分析仪、比表面积分析仪、扫描电镜-能谱联用仪、X射线衍射仪、红外光谱仪等分析检测技术，对改性前后污泥粉末和污泥陶粒的物化性质进行表征，通过静态吸附实验和动态吸附柱实验考察改性前后污泥粉末以及污泥陶粒对模拟Cr（VI）废水的吸附性能，分析各因素对吸附过程的影响，探讨和推断吸附机理。利用响应曲面法建立吸附优化方程并对反应参数进行优化。污泥粉末的最佳改性条件为400℃温度下煅烧3h，然后与2.5mol/L的HCl溶液中混合3h，固液比为1:1。利用静态实验研究了改性前后污泥粉末对水中Cr（VI）的去除性能，考察pH值、反应时间、Cr（VI）的初始浓度、反应温度、投加量以及干扰离子等因素对吸附性能的影响。结果发现，改性后污泥粉末对Cr（VI）的去除性能明显增加。pH值在2.0-3.0范围内去除效果最佳，酸性条件下改性前污泥有腐殖酸类物质溶出，能够促进污泥对Cr（VI）的去除；初始浓度和温度增加对改性前后污泥吸附性能有提高作用；干扰离子存在会抑制污泥粉末对Cr（VI）的吸附去除过程。改性前后污泥粉末对Cr（VI）吸附过程可以用准二级动力学方程进行数据拟合；Langmuir等温吸附模型能较好地描述改性前污泥粉末的吸附过程，而Freundlich等温吸附模型能较好地描述改性后污泥粉末的吸附过程；改性前后污泥粉末对Cr（VI）的吸附为吸热过程，升温有利于反应的进行，吸附后系统的无序性增加。吸附反应的机理是溶液中HCrO4-受到静电引力的作用附着在聚集正电荷的污泥粉末表面上，与污泥粉末表面的羟基组分发生配体交换反应。污泥陶粒的最优制备条件为生料预处理温度500℃，预处理时间为20min；最优焙烧温度为1050℃，焙烧时间为10min；原料配比为60%：40%（含水污泥占原料质量的60%，膨润土占原料质量的40%）。分别利用静态实验和动态吸附柱实验考察污泥陶粒对水中Cr（VI）的去除性能。结果发现。pH值在4.5时去除效果最佳，对处理Cr（VI）废水的pH值范围较改性污泥粉末扩宽1.5个单位。初始浓度和温度增加对污泥陶粒吸附性能有提高作用；干扰离子存在会抑制污泥陶粒对Cr（VI）的吸附去除过程。陶粒对Cr（VI）的吸附过程可以用准二级动力学方程进行数据拟合； Freundlich等温吸附模型均能较好地描述等温吸附过程，吸附反应的机制是酸性条件下污泥陶粒表面发生质子化作用，表面聚集正电荷，促进了陶粒表面与HCrO4-离子之间的正负静电引力，陶粒表面的活性官能团-OH与Cr（VI）存在离子之间发生配位体交换。污泥陶粒对Cr（VI）的动态吸附结果显示，吸附过程受吸附柱填料高度，溶液的流速、浓度以及pH影响，在本实验条件下，动态吸附的最佳参数为吸附柱填料高度10cm，陶粒质量为16.5g，溶液的流速为10mL/min，浓度为50mg/L，pH为4.5。Thomas模型和Yoon-Nelson模型能够很好的描述污泥陶粒对Cr（VI）的动态吸附过程，其模型拟合参数为污泥陶粒的实际应用提供了数据参考。利用响应曲面法构建了改性污泥粉末以及污泥陶粒对Cr（VI）的吸附优化方程，分析了改性污泥粉末与污泥陶粒去除Cr（VI）过程的主要影响因素（pH值、Cr（VI）初始浓度、反应温度）之间交互作用对去除性能的影响。发现pH值与初始浓度、pH值与温度以及温度与初始浓度之间的交互作用对吸附量存在显着的影响；优化方程对改性污泥粉末和污泥陶粒吸附六价铬的反应条件优化以及吸附量预测比较准确可靠，具有一定的指导意义。综上所述，净水厂污泥基吸附剂对水中Cr（VI）的吸附效果显着，能够应用于重金属废水处理。既实现了废物资源化利用，又减轻了净水厂污泥带来的经济与环境压力，具有现实意义。
武宇红[8]（2014）在《六价铬、磷酸盐在焙烧态镁铝水滑石上的吸附研究》文中指出六价铬和磷酸盐是水体中常见的两种污染物质,它们能够直接或间接影响人们的正常生命活动。本文以Mg（NO3）2·6H2O、 Al（NO3）3·9H2O、NaOH、 Na2CO3为原料,采用共沉淀法合成镁铝水滑石（LDH）,然后在350℃下焙烧制备得到焙烧态镁铝水滑石（CLDH）。制得的材料CLDH将作为吸附剂应用于处理含有六价铬、磷酸盐的废水,研究了CLDH在不同接触时间、pH、污染物初始质量浓度、吸附剂投加量等影响因素下对两种污染物质的单独吸附性能。在单组分的基础上,对比考察CLDH单独吸附和同时吸附六价铬、磷酸盐的性能差异,初步探索了六价铬、磷酸盐在CLDH上的竞争吸附行为。实验所得结果如下（以下内容中六价铬、磷酸盐分别以Cr（VI）、P进行表示和计算）：（1）采用XRD、FTIR对LDH以及吸附Cr（VI）、P前后的CLDH进行了表征。XRD谱图结果表明,制备的LDH具有明显的水滑石层状结构特征,而经过焙烧后的CLDH其水滑石特征消失,层状结构坍塌。CLDH具有“记忆效应”,当CLDH投加到含有Cr（VI）、P的溶液中时,水滑石与溶液中的阴离子结合,又恢复了其原有的层状结构,但此时水滑石的层板结构规则性明显下降。FTIR谱图表明CLDH表面富含羟基,当CLDH进入含Cr（VI）、P的溶液时,溶液中的Cr（VI）、P均能进入CLDH金属层板间。（2）单组分吸附研究中,CLDH对Cr（VI）. P均表现出良好的吸附性能,Langmuir等温线模型可以较好的描述Cr（VI）. P的吸附,由Langmuir等温线计算所得Cr（VI）. P的最大吸附量分别为76.34mg/g.92.59mg/g。溶液初始pH对吸附有很大的影响,过碱或过酸的溶液环境都不利于Cr（VI）.P的吸附,且吸附后的溶液pH值都有所升高,可见Cr（VI）、P能置换CLDH表面的OH-。吸附动力学研究表明,CLDH对Cr（Ⅵ）^ P的吸附过程符合伪二级动力学模型。（3）与单组分吸附相比,在Cr（Ⅵ）^ P共存的双组分溶液体系中,P的吸附量没有明显的变化,而Cr（Ⅵ）的吸附量却出现显着的降低,可见Cr（VI）、P会争夺CLDH上相同的吸附位点,且CLDH与P的亲合力更强。通过对Cr（VI）、 P二者的添加顺序进行考察,发现无论哪种离子先与CLDH接触,后添加的另一种离子的吸附量都有所下降,说明当一种离子占据了吸附位点,另一种离子很难将其交换出来。（4）CLDH可以实现对Cr（VI）、P的共同去除,当吸附剂投加量为1.5g/L时,Cr（VI）、P的去除率分别达到99.25%、99.26%。
刘成才[9]（2013）在《佳木斯地区高铁高锰地下水生物净化工艺效能与应用研究》文中指出针对佳木斯地区高铁、高锰地下水的水质特点，在江北水源进行了生物滤池同层去除铁、锰的现场试验研究。通过在滤池中菌种的接种与培养，以及对生物滤池运行参数的摸索，分析了高铁、高锰地下水水质的生物净化效果以及不同因素对生物净化效果的影响，总结出高铁、高锰地下水水质生物净化的最佳运行参数以及管理、维护的方法。对生物滤池进行了接种培养，保持连续曝气通水，低滤速过滤、弱反冲洗培养。启动滤速是2m/h，反冲洗周期72h、反冲洗强度11L/（m2s）、反冲洗的时间是5min。经过3～5个月培养后，滤池中的无烟煤滤料培养成熟。进行提高滤速培养，每次提高1m/h，当滤后水合格后，再开始下一个提速的运行，直到达到6m/h设计滤速。江北水源原水中的TFe12～18mg/L，Mn0.5～1.2mg/L，经培养后的滤池对铁、锰都有很好的去除效果，TFe＜0.3mg/L，Mn＜0.1mg/L。生物滤池最佳运行参数：滤速6m/h、反冲洗周期72h、反冲洗强度12L/（m2s）、反冲洗时间5min。本试验分析了滤速、反冲洗周期及强度、pH、温度和营养物质对滤层净化作用的影响。将滤速从6m/h逐步提升到9m/h不会对滤后水的水质造成影响，这说明滤池中成熟的无烟煤滤料上附着的大量微生物具有较强的抗冲击、抗负荷的能力。试验原水pH的变化范围为6.67～7.20，温度为6.5℃左右，这为无烟煤滤层中铁氧化细菌、锰氧化细菌的繁殖生长提供较好的环境。生物除铁、除锰工艺采用弱曝气方式，以设计滤速稳定运行中严禁突然加大滤速，如果需要，应该考虑到滤层的适应过程，每次滤速变化量不超过1m/h。滤池反冲洗严格按照要求进行反冲，合理的冲洗强度和运行周期是衡量生物滤池性能的重要指标，冲洗强度和运行周期最好通过现场实验确定。
梁丽萍[10]（2011）在《秸秆类生物吸附剂的制备及其对溶液中六价铬的吸附性能研究》文中研究指明随着现代工业的迅速发展,重金属污染日趋严重。如何消除重金属的危害并有效地回收重金属是当今环境保护工作面临的突出问题。生物吸附作为一种新兴的重金属去除回收技术,具有原料来源广泛、吸附效率高、环境友好、不产生二次污染等优点,具有广阔的应用前景。小麦秸秆是来源广泛,价格低廉的农业副产物,已有研究表明其具有去除水中重金属离子的能力,但对于其吸附水中重金属阴离子的研究还鲜有报道,本文利用小麦秸秆作吸附剂处理Cr（VI）模拟废水。试验考察了pH、小麦秸秆投加量、温度和初始Cr（VI）浓度对吸附活性的影响,进而确定了小麦秸秆去除Cr（VI）的最优条件。结果表明:当pH=1.0,温度为50℃,固液比为40 g/L时,小麦秸秆对Cr（VI）的吸附效果最佳。在pH=1.0、温度为30℃,固液比为4 g/L的条件下,当初始Cr（VI）浓度分别为50,100和150 mg/L时,吸附6 h达到平衡,饱和吸附量分别为6.281,11.942和13.981 mg/g。吸附动力学反应符合准二级动力学方程。吸附热力学反应符合Langmuir吸附等温方程。结合FTIR谱图和SEM结果以及EDX数据,推断小麦秸秆对Cr（VI）的吸附过程以化学吸附为主。为了确定在流动的水体中,小麦秸秆对Cr（VI）的去除情况,以及吸附饱和的小麦秸秆在动态条件下的脱附再生情况,实验研究了小麦秸秆对Cr（VI）动态吸附和脱附过程,系统分析了Cr（VI）在小麦秸秆上动态动力学及影响动态吸附曲线和解吸曲线的因素,确定了小麦秸秆对Cr（VI）吸、脱附的最佳工艺参数。结果表明:小麦秸秆动态吸附Cr（VI）最佳工艺参数为:pH=1、流速3.0mL/min、温度20℃及上柱Cr（VI）浓度10mg/L;小麦秸秆动态解吸最佳工艺参数为:洗脱液为0.7mol/L的盐酸,流速为1.0mL/min、洗脱温度为40℃。该研究对于以农业秸秆为原料的Cr（VI）吸附剂的研制开发和应用具有理论意义和现实意义,对解决水体Cr（VI）污染问题以及由于农业废弃物处置不当而造成的环境污染和安全问题亦具有积极作用。选用小麦秸秆为生物质代表,在200℃、400℃、500℃不同温度下,限氧碳化制备生物碳质吸附剂M200、M400、M500,分别考察其对Cr（VI）的吸附性能,通过观察等温吸附模型和吸附动力学方程,分析其可能的吸附机理。研究结果表明,三种生物碳质对Cr（VI）的吸附量随着初始浓度的增加而增加,6h达到吸附平衡;吸附反应符合准二级动力学方程;吸附等温线结果表明,生物碳质对Cr（VI）的吸附可以用Langmuir模型很好描述,小麦秸秆生物碳质对Cr（VI）的最大吸附量随着碳化温度的升高而降低,分别为35.778mg/g、19.79mg/g、19.227mg/g。小麦秸秆生物碳质是去除含铬废水中Cr（VI）的廉价与良好的吸附剂。
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。
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。
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。
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 地下水污染 |
| 1.1.1 我国地下水资源现状 |
| 1.1.2 我国地下水污染现状 |
| 1.1.3 地下水中三氯乙烯的污染及危害 |
| 1.2 地下水污染修复技术 |
| 1.2.1 异位修复 |
| 1.2.2 原位修复 |
| 1.3 纳米零价铁研究进展 |
| 1.3.1 纳米零价铁基本性质 |
| 1.3.2 纳米零价铁在地下水修复中的应用 |
| 1.3.3 纳米零价铁的缺点 |
| 1.3.4 改性纳米零价铁 |
| 1.4 硫化纳米铁的研究现状 |
| 1.4.1 硫化纳米铁基本性质 |
| 1.4.2 硫化纳米铁制备方法 |
| 1.4.3 硫化纳米铁反应活性 |
| 1.4.4 硫化纳米铁分散稳定性 |
| 1.4.5 硫化纳米铁研究存在问题 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.6.3 论文工作量 |
| 第二章 硫化纳米铁的活性和毒性研究 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 硫化纳米铁的制备 |
| 2.2.2 硫化纳米铁降解三氯乙烯实验 |
| 2.2.3 硫化纳米铁毒性实验 |
| 2.2.4 硫化纳米铁材料表征 |
| 2.2.5 测试分析方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 硫化纳米铁的理化性质 |
| 2.3.2 硫化纳米铁对三氯乙烯的活性 |
| 2.3.3 地下水条件对三氯乙烯降解的影响 |
| 2.3.4 三氯乙烯降解机理 |
| 2.3.5 硫化纳米铁的毒性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 硫化纳米铁分散性和迁移性研究 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 硫化纳米铁的制备 |
| 3.2.2 硫化纳米铁对重金属的吸附 |
| 3.2.3 迁移柱实验 |
| 3.2.4 硫化纳米铁材料表征 |
| 3.2.5 测试分析方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 硫化纳米铁的分散性 |
| 3.3.2 硫化纳米铁的迁移性 |
| 3.3.3 重金属对硫化纳米铁迁移性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的迁移性和活性研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的制备 |
| 4.2.2 硫化纳米铁对羧甲基纤维素的吸附 |
| 4.2.3 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁对重金属的吸附 |
| 4.2.4 迁移柱实验 |
| 4.2.5 三氯乙烯降解实验 |
| 4.2.6 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁材料表征 |
| 4.2.7 测试分析方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 硫化纳米铁对羧甲基纤维素的吸附 |
| 4.3.2 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的分散性 |
| 4.3.3 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的迁移性 |
| 4.3.4 重金属对羧甲基纤维素改性硫化纳米铁的迁移性影响 |
| 4.3.5 羧甲基纤维素改性硫化纳米铁对三氯乙烯的降解 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 文章创新性 |
| 5.3 不足与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 论文主要工作(贡献)说明 |
| 个人简介 |
| 发表和投稿论文 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水除氟技术及研究进展 |
| 1.2.2 地下水除铁技术及研究进展 |
| 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 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验水质 |
| 2.1.2 试验药剂 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.1.4 试验装置 |
| 2.2 检测指标及分析方法 |
| 2.2.1 材料学表征方法 |
| 2.2.2 指标检测方法及标准 |
| 2.3 试验方案 |
| 2.3.1 载锰活性氧化铝制备 |
| 2.3.2 除氟降铁静态试验 |
| 2.3.3 除氟降铁动态试验 |
| 2.3.4 载锰活性氧化铝再生试验 |
| 2.4 数学模型及基本参数表达 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 吸附热力学模型 |
| 2.4.3 吸附热力学参数 |
| 3 载锰活性氧化铝表征及除氟降铁特性研究 |
| 3.1 载锰活性氧化铝表征和除氟效果分析 |
| 3.1.1 载锰活性氧化铝表面形貌分析 |
| 3.1.2 载锰活性氧化铝物相组成分析 |
| 3.1.3 改性前后活性氧化铝除氟效果对比分析 |
| 3.2 载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 3.3 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附动力学分析 |
| 3.3.1 准一级动力学和准二级动力学模型拟合分析 |
| 3.3.2 颗粒内扩散模型拟合分析 |
| 3.4 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附热力学分析 |
| 3.4.1 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附等温曲线分析 |
| 3.4.2 热力学参数计算 |
| 3.5 小结 |
| 4 载锰活性氧化铝除氟降铁效果影响因素研究 |
| 4.1 载锰活性氧化铝吸附除氟影响因素分析 |
| 4.1.1 吸附剂投加量对载锰活性氧化铝吸附除氟效果的影响 |
| 4.1.2 吸附时间对载锰活性氧化铝吸附除氟效果的影响 |
| 4.1.3 pH值对载锰活性氧化铝除氟效果的影响 |
| 4.2 响应曲面法优化载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 4.2.1 响应曲面法模型的建立 |
| 4.2.2 响应曲面模型的显着性检验 |
| 4.2.3 因子交互作用分析 |
| 4.2.4 工艺参数优化与验证 |
| 4.3 小结 |
| 5 活性氧化铝滤柱动态除氟降铁效能研究 |
| 5.1 载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 5.1.1 除氟效果分析 |
| 5.1.2 除铁效果分析 |
| 5.2 普通活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 5.2.1 除氟效果分析 |
| 5.2.2 除铁效果分析 |
| 5.3 载锰活性氧化铝与普通活性氧化铝除氟降铁效果对比分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 载锰活性氧化铝再生效果试验研究 |
| 6.1 载锰活性氧化铝再生效果影响因素分析 |
| 6.1.1 再生剂种类对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.1.2 再生剂浓度对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.1.3 再生时间对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.2 载锰活性氧化铝动态再生效果分析 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水中典型有机污染物的危害及治理 |
| 1.2.1 水中典型有机污染物的概述 |
| 1.2.2 多环芳烃类偶氮染料污染物 |
| 1.2.3 邻苯二甲酸酯类环境激素污染物 |
| 1.2.4 水中典型污染物的治理现状及问题 |
| 1.3 基于羟基自由基的传统高级氧化技术 |
| 1.3.1 高级氧化技术的概述 |
| 1.3.2 基于羟基自由基的过氧化氢体系 |
| 1.3.3 基于羟基自由基的过碳酸钠体系 |
| 1.3.4 传统高级氧化技术存在的问题 |
| 1.4 基于硫酸根自由基的新型高级氧化技术 |
| 1.4.1 基于硫酸根自由基的过硫酸钠体系 |
| 1.4.2 经典外源辅助及均相活化法 |
| 1.4.3 新型非均相过硫酸钠活化法 |
| 1.5 研究目的和主要内容 |
| 1.5.1 本文研究的目的及意义 |
| 1.5.2 本文的主要研究内容 |
| 第二章 合成体系对Fe_3O_4结构与活性的影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 实验过程 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 前驱体配比对Fe_3O_4活性的影响 |
| 2.3.2 晶化温度和时间对Fe_3O_4活性的影响 |
| 2.3.3 Fe_3O_4表面元素价态分析 |
| 2.3.4 Fe_3O_4表面结构特征分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Fe_3O_4活化PS的机理与体系降解性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验过程 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PS和Fe_3O_4用量对体系氧化效率的影响 |
| 3.3.2 初始pH对体系氧化效率的影响 |
| 3.3.3 Fe_3O_4循环催化性能评估 |
| 3.3.4 Fe_3O_4活化PS体系自由基的鉴定 |
| 3.3.5 Fe_3O_4催化活化PS的机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 合成体系对Fe/SGAC结构与活性的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验过程 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同Fe/S含量对Fe/SGAC活性的影响 |
| 4.3.2 Fe/S改性前后催化剂活性的比较分析 |
| 4.3.3 Fe/SGAC表面结构特征分析 |
| 4.3.4 Fe/SGAC表面元素价态分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Fe/SGAC活化PS的机理与体系降解性能的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 实验过程 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 PS用量对体系氧化效率的影响 |
| 5.3.2 初始pH对体系氧化效率的影响 |
| 5.3.3 Fe/SGAC循环催化性能评估 |
| 5.3.4 Fe/SGAC活化PS体系自由基的鉴定 |
| 5.3.5 Fe/SGAC催化活化PS的机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 合成体系对Fe-MIL53结构与活性的影响研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验与方法 |
| 6.2.1 实验试剂与仪器 |
| 6.2.2 实验过程 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 晶化反应参数对Fe-MIL53结构的影响 |
| 6.3.2 晶化反应参数对Fe-MIL53活性的影响 |
| 6.3.3 后合成活化对Fe-MIL53结构的影响 |
| 6.3.4 后合成活化对Fe-MIL53活性的影响 |
| 6.3.5 Fe-MIL53表面元素价态分析 |
| 6.3.6 Fe-MIL53表面结构特征分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 Fe-MIL53活化PS的机理与体系降解性能的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验与方法 |
| 7.2.1 实验试剂与仪器 |
| 7.2.2 实验过程 |
| 7.2.3 分析方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 PS和Fe-MIL53用量对体系氧化效率的影响 |
| 7.3.2 OG初始浓度对体系氧化效率的影响 |
| 7.3.3 初始pH对体系氧化效率的影响 |
| 7.3.4 Fe-MIL53循环催化性能评估 |
| 7.3.5 Fe-MIL53的稳定性评估 |
| 7.3.6 Fe-MIL53活化PS体系自由基的鉴定 |
| 7.3.7 Fe-MIL53催化活化PS的机理 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 本文的创新点 |
| 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 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 农田污水中硝酸盐的概述 |
| 1.1.2 农田污水中重金属铜的概述 |
| 1.1.3 农田污水中环丙沙星的概述 |
| 1.2 纳米零价铁及应用 |
| 1.2.1 纳米零价铁简介 |
| 1.2.2 纳米零价铁在水环境中的应用 |
| 1.2.3 纳米零价铁技术存在的不足 |
| 1.2.4 纳米零价铁的改性研究进展 |
| 1.3 论文的研究意义、研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 论文的研究意义及内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 第二章 壳聚糖改性的硅藻土负载纳米零价铁的制备及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试剂和仪器 |
| 2.3 负载原理 |
| 2.4 材料的制备 |
| 2.4.1 纳米零价铁(NZVI)的制备 |
| 2.4.2 壳聚糖改性的硅藻土(CDt)的制备 |
| 2.4.3 壳聚糖改性的硅藻土负载的纳米零价铁(NZVI/CDt)的制备 |
| 2.5 材料的表征 |
| 2.5.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.5.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.5.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.5.4 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.5.5 Zeta电位仪 |
| 2.6 纳米零价铁(NZVI)制备装置 |
| 2.7 实验结果与分析 |
| 2.7.1 纳米零价铁负载量的测定 |
| 2.7.2 NZVI/CDt表征分析结果 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 壳聚糖改性的硅藻土负载纳米零价铁去除硝酸盐氮的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 CDt、NZVI、NZVI/Dt和NZVI/CDt对NO_3~--N去除效果 |
| 3.3.2 不同负载量的影响 |
| 3.3.3 不同pH值的影响 |
| 3.3.4 不同NO_3~--N初始浓度的影响 |
| 3.3.5 反应动力学研究 |
| 3.3.6 反应体系产物的分析 |
| 3.3.7 纳米铁复合材料重复利用性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 壳聚糖改性的硅藻土负载纳米零价铁去除重金属铜的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 NZVI/CDt对重金属铜的去除效果 |
| 4.3.2 pH值对去除重金属铜的影响 |
| 4.3.3 NZVI/CDt投加量对去除重金属铜的影响 |
| 4.3.4 初始浓度对去除重金属铜的影响 |
| 4.3.5 吸附热力学模型 |
| 4.3.6 吸附动力学研究 |
| 4.3.7 反应机理的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 壳聚糖改性的硅藻土负载纳米零价铁去除环丙沙星的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 NZVI/CDt对环丙沙星去除效果 |
| 5.3.2 不同pH值对环丙沙星去除的影响 |
| 5.3.3 不同CIP初始浓度对环丙沙星去除的影响 |
| 5.3.4 吸附动力学研究 |
| 5.3.5 吸附等温线研究 |
| 5.3.6 反应机理的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 铝及铝资源的分布 |
| 1.1.1 铝的诞生及发展史 |
| 1.1.2 铝的性质及用途 |
| 1.1.3 铝的主要存在形式 |
| 1.1.4 铝的危害 |
| 1.1.5 我国铝资源现状 |
| 1.1.6 我国铝土矿资源供需矛盾及对策 |
| 1.2 钒及其综合利用 |
| 1.2.1 钒的发现史 |
| 1.2.2 钒及其衍生物性质 |
| 1.2.3 钒的氧化物和铵盐 |
| 1.2.4 钒是人体的必需元素 |
| 1.2.5 钒的应用价值 |
| 1.2.6 钒资源的分布及储量 |
| 1.3 沉钒废水的危害及处理方法 |
| 1.3.1 废水中金属的危害 |
| 1.3.2 废水处理及有价金属回收的意义 |
| 1.3.3 沉钒废水的现状 |
| 1.4 本文的工作 |
| 1.4.1 本文的背景及意义 |
| 1.4.2 本文的工作、内容及目的 |
| 2 沉钒废水中主要成分的测定方法 |
| 2.1 钒的测定—钽试剂（BPHA）萃取分光光度法 |
| 2.1.1 测定原理 |
| 2.1.2 校准曲线 |
| 2.1.3 结果计算 |
| 2.2 铝离子测定—试铁灵分光光度法 |
| 2.2.1 测定原理 |
| 2.2.2 标准曲线 |
| 2.2.3 结果计算 |
| 2.3 铁的测定—邻菲啰啉分光光度法 |
| 2.3.1 测定原理 |
| 2.3.2 标准曲线 |
| 2.3.3 结果计算 |
| 2.4 锌的测定—试铁灵分光光度法 |
| 2.4.1 测定原理 |
| 2.4.2 标准曲线 |
| 2.4.3 结果计算 |
| 2.5 六价铬的测定—二苯碳酰二肼分光光度法 |
| 2.5.1 测定原理 |
| 2.5.2 校准曲线 |
| 2.5.3 结果计算 |
| 3 沉钒废水中铝离子的分离 |
| 3.1 实验仪器及材料 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.2 实验原理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 金属氢氧化物沉淀pH与溶度积常数的关系 |
| 3.3.2 pH对沉铁溶解铝和钒的影响 |
| 3.3.3 pH对沉铝的影响 |
| 3.4 氢氧化铝的提纯 |
| 3.4.1 氨水浓度的影响 |
| 3.4.2 温度的影响 |
| 3.4.3 时间的影响 |
| 3.5 表征 |
| 3.5.1 红外光谱分析 |
| 3.5.2 XRD |
| 3.5.3 比表分析 |
| 3.5.4 SEM |
| 3.6 纳米氢氧化铝的分散 |
| 3.6.1 分散剂种类的影响 |
| 3.6.2 超声功率的影响 |
| 3.6.3 分散剂用量的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 酸性铵盐沉钒法分离钒 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验设备与仪器 |
| 4.2.3 酸性铵盐沉钒的步骤及原理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 加铵系数对沉钒率的影响 |
| 4.3.2 反应温度对沉钒率的影响 |
| 4.3.3 反应时间对沉钒率的影响 |
| 4.3.4 搅拌强度对沉钒率的影响 |
| 4.3.5 优化条件后的实验 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 PAN基多胺纤维处理低浓度的含钒废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PAN基多胺纤维处理含钒废水的原理 |
| 5.3 实验的材料和仪器 |
| 5.3.1 主要的原料及试剂 |
| 5.3.2 主要的仪器及设备 |
| 5.4 实验内容与方法 |
| 5.4.1 静态试验 |
| 5.4.2 动态试验 |
| 5.5 结果与讨论 |
| 5.5.1 静态条件下纤维型式对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.5.2 静态条件下pH对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.5.3 静态条件下温度对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.5.4 静态条件下时间对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.5.5 静态条件下纤维静态饱和交换量 |
| 5.5.6 静态解吸实验 |
| 5.5.7 动态条件下温度对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.5.8 动态条件下流速对纤维交换V(Ⅴ)的影响 |
| 5.6 纤维处理工业含钒废水的实验 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 个人简历 |
| 硕士期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 PPCPs研究现状概述 |
| 1.1.1 PPCPs在环境中的存在情况 |
| 1.1.2 环境中PPCPs的主要来源 |
| 1.1.3 PPCPs的生态毒性 |
| 1.1.4 传统工艺对PPCPs的去除 |
| 1.1.5 PPCPs的分析测试方法 |
| 1.2 微电解法概述 |
| 1.2.1 微电解法机理 |
| 1.2.2 微电解法的研究现状与存在的问题 |
| 1.3 课题研究内容和意义 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 铁的选择和预处理 |
| 2.2 目标污染物处理 |
| 2.2.1 目标污染物的理化性质 |
| 2.2.2 模拟废水的配置 |
| 2.2.3 污染物分析方法及标准曲线绘制 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 实验药品和试剂 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 铁铜双金属微电解法工艺处理SMZ和CBZ过程实验方法 |
| 2.5.2 铁铜-芬顿工艺处理目标污染物及两种工艺连续实验方法 |
| 2.5.3 铁镀铜微电解法处理SMZ过程实验方法 |
| 2.6 水中铁含量的检测方法 |
| 第三章 铁铜双金属微电解法处理磺胺甲恶唑和卡马西平 |
| 3.1 铁铜双金属微电解法处理SMZ和CBZ单因素实验 |
| 3.1.1 pH对铁铜双金属微电解法处理SMZ和CBZ的影响 |
| 3.1.2 反应时间对铁铜双金属微电解法处理SMZ和CBZ的影响 |
| 3.1.3 Fe投加量对铁铜双金属微电解法处理SMZ和CBZ的影响 |
| 3.1.4 铜铁比对铁铜双金属微电解法处理SMZ和CBZ的影响 |
| 3.2 铁铜双金属微电解法处理SMZ响应面分析 |
| 3.2.1 响应面实验设计及回归方程可信度分析 |
| 3.2.2 响应面回归模型分析 |
| 3.3 不同离子对铁铜双金属微电解法处理SMZ的影响 |
| 3.3.1 硫酸根离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.2 氯离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.3 硝酸根离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.4 亚硝酸根离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.5 磷酸根离子离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.6 铵根离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.3.7 钙离子对SMZ去除效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铁铜-芬顿联用工艺及工艺连续实验 |
| 4.1 铁铜双金属微电解-芬顿联用工艺处理CBZ |
| 4.1.1 双氧水投加量对CBZ去除效果的影响 |
| 4.1.2 芬顿段反应时间对CBZ去除效果的影响 |
| 4.2 SMZ和CBZ降解机理分析 |
| 4.3 连续实验SMZ和CBZ去除效果变化 |
| 4.3.1 连续反应体系中SMZ浓度变化 |
| 4.3.2 连续反应体系中CBZ浓度变化 |
| 4.4 连续反应体系铁元素析出量变化 |
| 4.5 连续反应末期分别补加亚铁离子和单质铁对体系的影响 |
| 4.5.1 反应末期补加亚铁离子 |
| 4.5.2 反应末期补加单质铁 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 铁镀铜微电解法处理磺胺甲恶唑 |
| 5.1 镀铜最优条件确定 |
| 5.1.1 单质铁和铜离子比例对铁镀铜微电解法处理SMZ的影响 |
| 5.1.2 反应时间对铁镀铜微电解法处理SMZ的影响 |
| 5.2 镀铜铁样品电镜及能谱分析 |
| 5.2.1 样品电镜扫描分析 |
| 5.2.2 样品能谱分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究目的和意义 |
| 1.2 净水厂污泥来源与危害 |
| 1.2.1 净水厂污泥的来源与性质 |
| 1.2.2 净水厂生产废水的危害 |
| 1.3 净水厂污泥处理的国内外研究现状 |
| 1.3.1 国外研究现状 |
| 1.3.2 国内研究现状 |
| 1.4 净水厂污泥的资源化利用 |
| 1.4.1 混凝剂的回收 |
| 1.4.2 制作建筑材料 |
| 1.4.3 土壤改良 |
| 1.4.4 用于污水处理 |
| 1.5 重金属铬的污染现状及去除方法 |
| 1.5.1 含铬废水的污染现状 |
| 1.5.2 含铬废水的处理方法 |
| 1.6 本文的主要研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 污泥基吸附剂的制备 |
| 2.2.1 污泥粉末吸附剂的制备 |
| 2.2.2 污泥陶粒吸附剂的制备 |
| 2.3 污泥基吸附剂的表征 |
| 2.3.1 扫描电镜分析 |
| 2.3.2 X射线衍射分析 |
| 2.3.3 比表面积及孔径分析 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.5 零点电荷分析 |
| 2.4 污泥基吸附剂的吸附解吸与再生实验 |
| 2.4.1 污泥粉末吸附实验 |
| 2.4.2 污泥粉末解吸再生实验 |
| 2.4.3 污泥陶粒吸附实验 |
| 2.4.4 污泥陶粒解吸再生实验 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 六价铬溶液的配置 |
| 2.5.2 六价铬浓度测定 |
| 2.5.3 污泥浓度的测定 |
| 2.5.4 水质色度的测定 |
| 2.5.5 浊度的测定 |
| 2.6 吸附理论基础研究 |
| 2.6.1 吸附动力学研究 |
| 2.6.2 等温吸附线研究 |
| 2.6.3 吸附热力学研究 |
| 2.6.4 响应曲面优化法研究 |
| 第3章 净水厂污泥基吸附材料的制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 净水厂污泥的性质分析 |
| 3.2.1 净水厂源水水质特点 |
| 3.2.2 净水厂生产废水水质特点 |
| 3.2.3 净水厂污泥的性质 |
| 3.3 污泥粉末吸附剂的制备与表征 |
| 3.3.1 最佳改性条件确定 |
| 3.3.2 污泥粉末吸附剂的表征 |
| 3.4 污泥陶粒吸附剂的制备与表征 |
| 3.4.1 污泥陶粒原料性质分析 |
| 3.4.2 污泥陶粒制备参数的设定 |
| 3.4.3 污泥陶粒制备参数的确定 |
| 3.4.4 污泥陶粒吸附剂的表征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 净水厂污泥基吸附材料对水中六价铬的吸附性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 污泥粉末对六价铬的吸附性能研究 |
| 4.2.1 pH值对吸附性能的影响 |
| 4.2.2 反应时间对吸附性能的影响 |
| 4.2.3 投加量对吸附性能的影响 |
| 4.2.4 初始浓度和温度对吸附性能的影响 |
| 4.2.5 干扰离子对吸附性能的影响 |
| 4.3 污泥粉末的解吸与再生循环研究 |
| 4.4 污泥陶粒对六价铬的吸附性能研究 |
| 4.4.1 pH值对吸附性能的影响 |
| 4.4.2 投加量对吸附性能的影响 |
| 4.4.3 反应时间对吸附性能的影响 |
| 4.4.4 初始浓度和温度对吸附性能的影响 |
| 4.4.5 干扰离子对吸附性能的影响 |
| 4.5 污泥陶粒的解吸与再生循环研究 |
| 4.6 净水厂污泥基吸附材料去除水中六价铬影响因素优化 |
| 4.6.1 改性污泥粉末去除六价铬影响因素的优化 |
| 4.6.2 污泥陶粒去除六价铬影响因素的优化 |
| 4.6.3 基于响应曲面法建立优化方程的校核 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 净水厂污泥基吸附材料对水中六价铬的吸附模型研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 污泥粉末对六价铬的吸附模型研究 |
| 5.2.1 吸附动力学 |
| 5.2.2 吸附等温线 |
| 5.2.3 吸附热力学 |
| 5.3 污泥陶粒对六价铬的吸附模型研究 |
| 5.3.1 吸附动力学 |
| 5.3.2 吸附等温线 |
| 5.3.3 吸附热力学 |
| 5.4 污泥陶粒对六价铬的动态吸附模型研究 |
| 5.4.1 陶粒的动态吸附影响因素 |
| 5.4.2 穿透曲线模型拟合 |
| 5.5 净水厂污泥产量分析以及污泥基吸附剂的吸附性能比较 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 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 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.2 研究内容及研究目的 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 水资源现状 |
| 2.1.1 水资源短缺 |
| 2.1.2 水污染严重 |
| 2.2 含铬废水的污染及其治理 |
| 2.3 含磷废水的污染及其治理 |
| 2.4 吸附科学概述 |
| 2.5 水滑石概述 |
| 2.5.1 水滑石结构 |
| 2.5.2 水滑石的基本性质 |
| 2.5.3 水滑石的制备方法 |
| 2.5.4 水滑石的应用 |
| 2.5.5. 水滑石及其焙烧产物在水处理中的研究进展 |
| 第三章 实验部分 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 主要实验药品 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 材料制备 |
| 3.2.2 标准曲线绘制 |
| 3.2.3 单组分吸附实验 |
| 3.2.4 双组分竞争吸附实验 |
| 3.2.5 CLDH同时吸附Cr(Ⅵ)、P的实验 |
| 3.2.6 样品表征 |
| 第四章 CLDH吸附单组分Cr(Ⅵ)、P的研究 |
| 4.1 时间对单组分Cr(Ⅵ)、P在CLDH上吸附性能的影响 |
| 4.2 单组分Cr(Ⅵ)、P的吸附动力学 |
| 4.3 溶液初始pH值对单组分Cr(Ⅵ)、P在CLDH上吸附性能的影响 |
| 4.4 初始质量浓度对单组分Cr(Ⅵ)、P在CLDH上吸附性能的影响 |
| 4.5 单组分Cr(Ⅵ)、P的吸附等温线 |
| 4.6 吸附剂投加量对单组分Cr(Ⅵ)、P在CLDH上吸附性能的影响 |
| 第五章 Cr(Ⅵ)、P在CLDH上的竞争吸附研究 |
| 5.1 双组分Cr(Ⅵ)、P在CLDH上的吸附平衡时间及动力学 |
| 5.2 P的存在对Cr(Ⅵ)在CLDH上吸附性能的影响 |
| 5.3 Cr(Ⅵ)的存在对P在CLDH上吸附性能的影响 |
| 5.4 双组分Cr(Ⅵ)、P的吸附等温线 |
| 5.5 Cr(Ⅵ)、P添加顺序对其吸附性能的影响 |
| 5.6 XRD、FTIR红外光谱分析 |
| 5.7 Cr(Ⅵ)、P在CLDH上的吸附机理探讨 |
| 5.8 CLDH同时去除水中Cr(Ⅵ)、P的研究 |
| 5.8.1 投加量对Cr(Ⅵ)、P同时去除的影响 |
| 5.8.2 材料再生性能 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.1.1 我国地下水水资源现状 |
| 1.1.2 含铁、锰地下水的成因 |
| 1.1.3 我国含铁、锰地下水的分布及水质类型 |
| 1.1.4 地下水中铁、锰造成的危害 |
| 1.1.5 地下水除铁、除锰技术国内外发展现状 |
| 1.2 课题研究的来源、意义与内容 |
| 1.2.1 课题的来源与意义 |
| 1.2.2 课题研究的内容 |
| 第2章 实验现场与试验方法 |
| 2.1 佳木斯供水现状调研 |
| 2.1.1 佳木斯市概况 |
| 2.1.2 供水水源类型的选择 |
| 2.1.3 供水事业建设与发展 |
| 2.1.4 各水源原水水质情况 |
| 2.1.5 水处理工艺的发展 |
| 2.1.6 供水现状 |
| 2.2 实验现场 |
| 2.2.1 江北水源地水文地质情况 |
| 2.2.2 江北水源原水水质 |
| 2.2.3 处理工艺的选择 |
| 2.2.4 工程设计 |
| 2.3 试验方法与分析项目 |
| 2.3.1 试验方法 |
| 2.3.2 分析项目 |
| 第3章 生物滤层培养与铁、锰去除效果及影响因素研究 |
| 3.1 除铁、除锰细菌的选择、接种与生长 |
| 3.1.1 除铁、除锰细菌的选择 |
| 3.1.2 除铁、除锰细菌的接种 |
| 3.1.3 除铁、除锰细菌的生长 |
| 3.2 除铁、除锰滤池的启动和培养 |
| 3.2.1 滤速的控制 |
| 3.2.2 反冲洗的控制 |
| 3.2.3 除铁、除锰滤池的培养成熟 |
| 3.3 曝气溶氧的试验研究 |
| 3.4 生物滤层的结构及滤料的选择 |
| 3.5 生物滤池的运行 |
| 3.5.1 铁的去除效果 |
| 3.5.2 锰的去除效果 |
| 3.6 滤速对滤后水水质的影响 |
| 3.7 反冲洗强度对滤后水水质的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 生物滤池的运行、维护与管理 |
| 4.1 出厂水锰超标原因调查与分析 |
| 4.1.1 原水水质变化情况 |
| 4.1.2 生物滤层结构变化情况 |
| 4.1.3 滤池的运行与维护情况 |
| 4.1.4 出现水质不合格现象的主要原因 |
| 4.2 第二次投加菌种后的情况 |
| 4.3 再次调整后到目前的水质情况 |
| 4.4 生物除铁、除锰滤池的运行、维护和管理 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含重金属废水来源及其危害 |
| 1.2 水环境重金属污染特点 |
| 1.3 含重金属废水处理方法 |
| 1.4 铬及铬污染概述 |
| 1.4.1 铬的化学参数 |
| 1.4.2 铬污染来源 |
| 1.4.3 铬的存在形态及在环境中的迁移、转化 |
| 1.4.4 铬污染的危害 |
| 1.4.5 含铬废水的治理现状 |
| 1.5 生物吸附剂研究进展 |
| 1.5.1 生物吸附剂及其来源 |
| 1.5.2 生物吸附剂的吸附机理 |
| 1.5.3 生物吸附平衡模式 |
| 1.5.4 影响生物吸附的因素 |
| 1.5.5 农林废弃物生物吸附剂 |
| 1.6 本研究背景、意义及主要内容 |
| 1.6.1 选题背景和意义 |
| 1.6.2 需要解决的关键问题及主要研究内容 |
| 第2章 实验材料仪器及方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 吸附剂的制备 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 吸脱附实验方法 |
| 2.2.2 分析检验及产物表征方法 |
| 第3章 原状小麦秸秆对Cr(VI)的静态吸附性能分析 |
| 3.1 小麦秸秆吸附水中Cr(VI)的影响因素 |
| 3.1.1 溶液初始pH 值对Cr(VI)去除效果的影响 |
| 3.1.2 小麦秸秆投加量对Cr(VI)去除效果的影响 |
| 3.1.3 温度对Cr(VI)去除效果的影响 |
| 3.1.4 溶液初始Cr(VI)浓度对Cr(VI)去除效果的影响 |
| 3.2 小麦秸秆对Cr(VI)的吸附动力学研究 |
| 3.3 小麦秸秆对Cr(VI)的吸附热力学研究 |
| 3.4 分析检验及产物表征 |
| 3.4.1 红外光谱分析 |
| 3.4.2 SEM 电镜分析 |
| 3.4.3 X 射线能谱仪(EDX)分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 小麦秸秆对Cr(VI)的动态吸、脱附性能研究 |
| 4.1 动态吸附性能 |
| 4.1.1 柱操作流速对动态吸附效果的影响 |
| 4.1.2 Cr(VI)初始浓度对动态吸附效果的影响 |
| 4.1.3 pH 值对动态吸附效果的影响 |
| 4.1.4 温度对动态吸附效果的影响 |
| 4.2 动态脱附性能 |
| 4.2.1 洗脱剂浓度的选择 |
| 4.2.2 流速对洗脱过程的影响 |
| 4.2.3 温度对洗脱过程的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 改性小麦秸秆对Cr(VI)的吸附性能研究 |
| 5.1 改性小麦秸秆对Cr(VI)的吸附动力学研究 |
| 5.2 改性小麦秸秆对Cr(VI)的吸附热力学分析 |
| 5.3 吸附机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 小麦秸秆对Cr(VI)的吸附机理探讨 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
