庞昊[1]（2021）在《微藻处理海水养殖废水及工艺提升研究》文中认为随着人们对于水产品需求的日益增加以及传统水产资源的日益枯竭,海水养殖业快速发展,大量水产养殖废水随之产生。采用微藻净化水产养殖废水不仅可以净化水质、减少废水排放后的环境隐患,所产生的微藻生物质还可用于生物饵料及其它产业的拓展,获得更高的经济收益。但是仍然存在适于废水处理的海洋微藻生长慢、脱氮除磷效率较慢、没有比较成熟的处理系统等缺点。为解决上述问题,本论文做了如下探索:首先开展了处理海水养殖废水优势藻种的筛选工作。结果表明,海水小球藻经过7 d的培养,干重达到0.63 g/L,最大比生长速率为0.50 d-1,总氮（total nitrogen,TN）的去除率达到66.4%,总氮（total phosphorus,TP）的去除率达到94.30%,较其它藻种的TN去除率高101～253%、TP去除率高9～53%。海水小球藻在海水养殖废水中表现出最佳的生长特性及脱氮除磷能力。综合考虑海水小球藻的生长情况和氮磷的去除能力,确定0.2 g/L是海水小球藻处理水产养殖废水的最佳接种浓度。探究海水小球藻对三种污染程度的海水养殖废水的去除效果。结果表明,海水小球藻对低、中、高污染程度废水TP的去除率分别为91%、94%、85%,对于TN的去除分别为41%、68%、49%。低污染程度废水在微藻的净化下,氮磷指标已经达到排放（SC/T 9103-2007）和回用标准（GB18918-2002）。为进一步提升微藻处理海水养殖废水的效果,利用饥饿预处理的海水小球藻对不同氮磷浓度的海水养殖废水进行再处理。结果表明,预饥饿小球藻对低、中、高氮磷浓度废水中TP的去除率分别为100%、100%、93%,对于TN的去除分别为82%、69%、51%。低、中污染程度废水在微藻的净化下,氮磷指标已经达到海水养殖废水排放标准和污水回用标准。构建微藻海水养殖废水分级处理系统,进一步提高微藻的海水养殖废水处理效果。结果表明,水力停留时间为1 d时,经过7次系统循环后,微藻海水养殖废水分级处理系统能够将高污染程度废水处理达到排放和回用标准。综上所述,本研究筛选得到一株适用于海水养殖废水净化的海水小球藻,探究了该藻种在海水养殖废水中的最佳接种浓度,同时对三种污染程度的海水养殖废水进行了脱氮除磷研究。利用饥饿预处理提升了微藻的脱氮除磷能力,使低、中污染程度的海水养殖废水经处理后满足排放和回用标准;构建了基于微藻的海水养殖废水分级处理方法,将高污染程度废水处理至满足排放和污水回用标准。
杨达[2]（2020）在《Fe0/GO介导的厌氧处理高浓度有机废水的调控规律及机理研究》文中指出厌氧沼气发酵系统作为处理高浓度有机废水的常用技术,具有高负荷、低能耗、产能源的特点,但水力学停留时间长、厌氧微生物生长世代时间长、微生物对毒物和环境变化敏感以及废水处理效率低等问题亟待解决。本课题采用Fe0/GO（零价铁/氧化石墨烯）强化厌氧生物处理高浓度有机废水,以期为高浓度有机废水提供更经济有效的技术支持和理论参考。首先通过高浓度有机废水厌氧降解实验,确定Fe0/GO合适的投加比例与投加量,分别为为5:1和1.2 g/L。然后研究Fe0/GO对厌氧处理高浓度有机废水的调控规律,并以单独投加Fe0、GO和空白作为对照。结果表明,添加Fe0/GO的体系,CODCr去除率、产气量明显高于3个对照组,分别达91.8%、511 mL/d。降解动力学结果表明Fe0/GO系统的降解速率常数k为0.2113 h-1,而空白、GO与Fe0系统分别为0.1743 h-1、0.1836 h-1与0.1990 h-1。四个体系中,Fe0/GO体系的氧化还原电位（ORP）最低,为-355 mV。对挥发性脂肪酸（VFAs）的研究表明,各系统中以乙酸型发酵为主。随着反应的进行,乙酸型顶极群落始终为该厌氧体系的优势产酸发酵顶级群落,且具有一定的稳定性,这为产甲烷菌提供充足的底物。总VFAs的结果显示,添加Fe0/GO可有效加快产酸过程,促进厌氧生物处理高浓度有机废水,且活性污泥絮凝性能优于3个对照组。采用高通量测序技术研究各个反应器中稳定共代谢菌群,结果表明Fe0/GO系统内厌氧优势菌相对百分比和多样性较高,形成了水解发酵、产酸菌、产甲烷稳定的共代谢菌群。Fe0/GO对电子传递影响研究表明,Fe0/GO体系的电导率最大、阻抗值最小,分别为13.8 mS·cm-1、129.9Ω,通过对各系统内ETS活性动力学分析,结果发现Fe0/GO系统的TTC-ETS活性(8))最大为500 mg TF·（g TSS·h）-1,明显高于其他三个对照组,空白、GO与Fe0各系统的8)分别为178.6 mg TF·（g TSS·h）-1、188.7 mg TF·（g TSS·h）-1与384.6 mg TF·（g TSS·h）-1,Fe0/GO的加入明显加快系统内电子传递速率并加快微生物对有机物的降解。最后,研究了Fe0/GO存在下各个厌氧系统对pH和温度的抗冲击能力,结果发现,Fe0/GO体系对pH与温度的抗冲击能力最强,且在受到冲击后可快速恢复系统对废水的处理效果、污泥活性及理化特性。
宋汉武[3]（2019）在《真菌-微藻处理酱油废水及其资源化利用技术研究》文中认为酱油是日常生活中常用的调味剂,其产量逐年增加,但酱油加工处理过程中产生的废水是一类高浓度有机废水,若不加以处理就排放将造成严重的水环境污染,利用传统的活性污泥法处理酱油废水还存在一些问题,因此,发展新型、高效的酱油废水处理技术对水环境保护具有重要意义。近年来,微藻因其众多的优点被广泛用于废水处理领域,但关于利用微藻处理酱油废水的文章还鲜见报道。本课题从垃圾渗滤液中筛选获得耐污微藻（鉴定为蛋白核小球藻）,从活性污泥中分离获得丝状真菌（鉴定为青霉菌）,研究微藻、真菌、真菌-微藻体系分别对酱油废水的处理潜力;探究不同微藻、真菌孢子初始接种量及菌藻初始接种比例分别对不同体系处理酱油废水效果的影响,并对处理废水后真菌、微藻、菌藻体系生物质的资源化利用进行了分析。主要得出以下结论:蛋白核小球藻处理酱油废水研究表明:蛋白核小球藻可以较好的适应酱油废水,去除废水中的营养物质。蛋白核小球藻在50%浓度废水和原始废水中分别获得了1.86g/L和2.20g/L的最高生物量,其在原浓度废水中生长更好;对原浓度废水中污染物的去除量更大,50%浓度废水中COD、NH3-N、TN、TP的去除率分别为60%、95%、70%、80%,而原浓度废水中去除率也分别达到70%、80%、70%、80%,原浓度废水中色度的去除效果也高于50%废水;不同接种量对废水中蛋白核小球藻生物量、NH3-N和TN去除效果有一定的影响,对COD去除效果影响不明显,而对TP和色度的去除几乎无影响。青霉菌处理酱油废水研究表明:青霉菌对酱油废水中COD的去除效果较明显,NH3-N、TN、TP也有不同程度的降低,而对废水中色度的去除最显着。真菌孢子接种浓度越大,最终获得的生物量越大;三组孢子接种浓度下,废水中污染物的最终去除率基本相似,COD、NH3-N、TN、TP的最大去除率分别为45%、30%、29%、50%;废水中色度的去除效果明显高于微藻处理体系;不同孢子初始接种量对酱油废水中各营养物的最终去除率基本无影响,但对污染物的去除速率有影响,孢子接种浓度越大,去除速率更快。真菌-微藻体系处理酱油废水研究表明:不同真菌孢子-微藻初始接种比例下,菌藻体系最终的生物量接近,均达到2.5g/L以上。菌藻体系对酱油废水中污染物有较好的去除效果,三组接种比例下,废水中污染物含量都下降明显,COD、NH3-N、TN、TP的去除率分别都达到75%、75%、67%、83%;废水色度也得到明显降低,去除率达到50%以上。不同初始接种比例对菌藻体系的生长及酱油废水中COD、NH3-N、TN、TP、色度等指标的最终去除率基本无影响,但对污染物的去除速率有影响,真菌孢子:微藻接种比例为1:5000的菌藻体系,对废水中污染物的去除速率最快。对比单独的微藻组处理废水,菌藻体系提高了酱油废水中的COD、NH3-N、TN等的去除效果,TP的去除效果也不低于微藻组;此外,菌藻体系极大的提高了废水中色度的去除。菌藻生物质的资源化利用分析显示酱油废水培养的蛋白核小球藻既可用于生物燃料生产,也可用于饲料饵料等领域;真菌及菌藻体系生物质可应用于生物燃料制备领域。
韩振峰[4]（2019）在《不同共基质条件下石化废水中甲醛的厌氧降解性能和机理》文中指出石化行业是我国的支柱产业,但同时也产生大量的难降解石化废水,处理不当,可能导致严重的水污染。石化废水如三羟甲基丙烷（TMP）废水是高浓度甲醛废水,其高毒性对微生物和人体造成很大的威胁。目前处理高浓度甲醛废水的主流工艺是氧化法,特别是高级氧化法,工艺复杂,处理成本高。本论文系统地研究了厌氧共代谢法处理高浓度甲醛废水的性能,研究结果为甲醛厌氧共代谢法处理提供技术支持。基于两相厌氧消化理论,首先研究了甲醛和TMP废水对常温产酸相和中温产甲烷相微生物的毒性效应;随后研究了产酸相和产甲烷相条件下,加入葡萄糖、乙酸钠、丙酸钠、甲醇和乙醇等不同的共基质时厌氧过程对甲醛降解速率的影响。论文中主要结论如下:1.合成甲醛废水和TMP废水对产酸相和产甲烷相的微生物都有很强的毒害作用。他们对产酸菌的比产酸活性（Specific acidogenic activity,SAA）的半抑制效应浓度(EC50)分别为174.48 mg/L和94.23 mg/L,而对产甲烷菌比产甲烷活性（specific methanogenic activity,SMA）的EC50分别为94.53 mg/L和87.66 mg/L。甲醛是TMP废水对产酸菌和产甲烷菌产生毒性的主要致毒物质。2.常温产酸相条件下,乙酸钠为甲醛降解的最佳共基质。五种共基质对甲醛降解率的促进或抑制取决于甲醛的初始浓度。甲醛浓度在120 mg/L及以下时,乙酸钠、乙醇对甲醛降解速率有促进作用,且促进作用仅为4.9%-17.7%。甲醛从200mg/L增加至1000 mg/L时,五种基质对24 h内甲醛降解速率都有促进作用,促进程度为乙酸钠（18.07-52.17%）>丙酸钠（13.2-49.9%）>乙醇（24.6-44.1%）>葡萄糖（11.22-31.3%）>甲醇（9.3-17.7%）。3.中温产甲烷相条件下,乙酸钠为甲醛降解的最佳共基质。五种共基质对甲醛降解速率的促进或抑制取决于甲醛的初始浓度。甲醛浓度在200 mg/L及以下时,只有葡萄糖、乙酸钠和丙酸钠对甲醛降解速率都有促进作用,且对2h的甲醛降解速率的促进作用为乙酸钠（35.1-45.7%）>丙酸钠（22.8-36.9%）>葡萄糖（15.3-21.6%）。甲醛浓度在400和1000mg/L时,只有乙酸钠和丙酸钠对甲醛降解有促进作用。4.厌氧条件下加入共基质可以促进TMP废水中甲醛的降解速率,常温和中温厌氧条件下的葡萄糖和乙酸钠的促进作用分别为3.8-56.4%和11.45-29.1%。5.接触毒性物质之后,微生物要增加EPS分泌,抵御毒性。在一定的甲醛浓度范围内（0-200 mg/L）,共基质的存在可以抵御毒性,起到保护微生物的作用;但是甲醛浓度继续升高的话,微生物仍然会受到较大的毒害作用。6.不管有无葡萄糖共基质存在,进水甲醛浓度≤1360 mg/L时,EGSB反应器都可以在常温条件下稳定去除甲醛,去除率达97%以上。甲醛降解可以转化成甲醇和乙酸等VFA,葡萄糖共基质的存在会导致丙酸、丁酸等高级酸的产生。7.微生物结果表明,随着甲醛负荷和有机物负荷提升,厚壁菌门（Firmicutes）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）和变形菌门（Proteobacteria）是反应器内的绝对优势菌。微生物属水平组成差异明显对应于两个反应器运行性能的差别。
张珏[5]（2019）在《硝酸废水的高效生物脱氮技术研究》文中进行了进一步梳理硝酸废水广泛存在于金属加工、氟化工等行业当中,具有pH低、硝酸盐氮浓度高、碳氮比（COD/TN,C/N）低的特点,采用传统生物方法处理脱氮困难,无法满足日益严格的排放标准。连续进水序批式反应器在传统序批式反应器的基础上发展而来,在耐负荷能力方面具有明显的优势。本研究对比了不同工况下连续进水序批式反应器的运行效果,优化了反应器处理基质,改进了工艺技术,并解决了工程应用上的难点,为该工艺的工程应用奠定基础。取得的研究成果如下:1.在碳源充足的条件下,反应器可以处理pH=1.3的硝酸废水,有效脱除99%的TN。2.乙酸钠、乙酸钠+甲醇(COD乙酸钠/COD甲醇=5/1)两种碳源的最佳C/N均介于3.5/13/1之间。甲醇作碳源的C/N不宜小于3.2/1,且需要补充碱性试剂,投加量控制在0.79 g/L（NaOH/废水）可使反应器内的pH稳定在7.4±0.1。同时对比出水溶解性总固体（Total Dissolved Solids,TDS）浓度和运行成本后,得到甲醇与磷酸二氢钾作碳源和磷源要分别优于乙酸钠与磷酸氢二钾,出水水TDS的含量最低仅为1481 mg/L,吨水处理成本只需13.8元。3.曝气工艺能比搅拌工艺更有效地吹脱活性污泥中的微气泡,更好地提高污泥沉降性能;同时还能去除尾水中的一部分剩余COD,降解速率（COD/MLSS）约为18.8 mg/（g·h）。曝气产生的溶解氧在静置约50 min之后便能由氧饱和状态降至缺氧状态,不会影响反应器下一个周期反硝化脱氮反应的进行。4.反应器的容积负荷与污泥负荷（NO3--N/MLSS）在提高至0.68 kg/（m3·d）与0.61 kg/（kg·d）后仍然可以去除硝酸废水99%以上的TN,此时NO3--N的处理速率可以达到28 mg/（L·h）。且通过理论分析后认为利用膜出水,将现有SBR工艺改进为AO-MBR工艺是可行的。5.反硝化污泥在停止运行20 d后仍能保持较高的脱氮活性,因此反应器重新启动后脱氮性能可以在1-2个小时内快速恢复。相比之下,受pH冲击的活性污泥则自我修复过程略长。6.ORP可以用于有效指示反硝化进程,但pH不行。ORP<-250 mV时可以认为反硝化脱氮效果较好;-250 mV<ORP<0 mV时,需要对出水NO3--N进行进一步检测后才能准确判断反应器处理效果;若ORP>0 mV,则可以断定反应器的反硝化效果不理想。
郭畅[6]（2019）在《氧化石墨烯及其两种功能化材料的制备与表征》文中指出新型二维纳米材料石墨烯,以其独特的晶格结构和优异的物理、化学性能,在21世纪得到飞速发展,在材料、电子、生物、化学、物理等领域有着广泛的应用前景。然而石墨烯片层之间存在较强的范德华力以及自身的化学惰性等,极大的限制了石墨烯的大规模、高质量的合成以及后期的应用研发,这几乎是石墨烯充分发挥其特性,造福人类路上的绊脚石。因此开发石墨烯制备技术以获取高晶格质量的石墨烯纳米片层,或者研发一种与产品相适应的石墨烯功能化材料以扩宽其使用领域,成为石墨烯发展的必然趋势。目前,石墨烯的生产规模一直无法匹配其产品质量,此外石墨烯如何以最佳状态应用于各种材料,一直是科学界和工业界亟待解决的难题。本文聚焦于这些问题,通过电场辅助Hummers法制备高晶格质量、高氧化率的氧化石墨烯粉体;制备如石墨烯分散液、石墨烯气凝胶等功能化材料;研究功能化石墨烯材料在复合材料、吸附、导电等领域的应用,取得了良好的实验结果。主要研究结果如下:1.通过电场辅助Hummers法制备高晶格质量和高氧化率的氧化石墨烯纳米微片。直流电场在不影响Hummers法制备氧化石墨烯的条件下,可以有效降低KMnO4、H2SO4等强氧化剂对石墨晶格的破坏作用,很大程度上提高了氧化效率。此外,电场的作用可以大大减少氧化剂的用量,从而减少了离子的残留和能量损失。改进后得到的氧化石墨烯纳米微片与传统的Hummers法制备的产物在分散性、化学组分、厚度、侧向尺寸等方面一致。2.化学法制备的还原氧化石墨烯粉体与溶剂混合,通过超声剥离及均质机处理后,加入分散剂和表面活性剂,得到稳定均匀的石墨烯分散液。均质机处理可以有效降低二维层数;分散剂为带有长烷基链的有机高分子,其长链可通过静电吸附包覆在还原氧化石墨烯片层表面,同时与溶剂中的有机分子相互作用,从而提高还原氧化石墨烯在有机溶剂中的分散稳定性。石墨烯分散液用于润滑油及环氧树脂材料中时,都能保持稳定分散,且能够在一定程度上提高材料的润滑及导热性。3.通过水热法制备石墨烯气凝胶,研究其在不同实验参数条件下,制备的石墨烯气凝胶性能差异;通过高分子PVP修饰制备石墨烯气凝胶,使其比表面积增加一倍左右;制得的石墨烯气凝胶的密度只有7.8 mg/cm3,在超轻材料密度范围内;此外,石墨烯气凝胶具备各种优异的特性,如优异的机械性、高导电性和强吸附性等。
徐琦[7]（2019）在《Cu/X/Ag复合粉体的制备及结构与性能研究》文中认为银包铜粉作为一种性能优异的新型复合材料,不仅克服了纯银粉中银容易发生电子迁移的缺点,而且还兼顾了铜粉良好的物化性能及银粉良好的导电性和抗氧化性,达到了以贱金属取代贵金属,减少生产成本的目的。银包铜粉应用广泛,被制成电子浆料应用于电容器、集成电路、电阻器、及其他各种电子元器件等等,涉及领域极多。然而在银包铜粉的制备过程中,抗氧化性与结合力一直是一个技术难题,严重限制了制得的粉体在中高温及浆料轧制方面的应用,本文针对此问题,采用化学镀技术制备了Cu（核）/X（中间层）/Ag（包覆层）复合粉体,获得了具有优异的抗氧化性及良好的结合力的复合粉体。本文以直径两微米的球状铜粉为基体,采用化学镀技术在其表面包覆一层中间层金属（Sn或Ni）,水洗过滤烘干后,再包覆银层,通过X射线衍射仪（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、能谱仪（EDX）、光电子能谱（XPS）等对制得的复合粉体进行了表征,论文研究了不同的中间层含量、工艺条件及后续的热处理对包覆效果和性能的影响。（1）通过化学镀,实验成功制备了Cu/Sn/Ag=40%/10%/50%复合粉体及Cu/Ni/Ag=40%/10%/50%复合粉体,发现中间层含量为10%的时候复合粉体形貌较好,EDX能谱及XRD图谱显示粉体包覆完整致密,无其他杂质,制备的Cu/Sn/Ag=40%/10%/50%复合粉体及Cu/Ni/Ag=40%/10%/50%复合粉体松装密度和电阻均与普通银包铜粉相差不大,满足正常使用需要。（2）探究了不同的工艺条件对于复合粉体镀银的影响,结果表明镀银层的沉积是以“小岛”状的方式,将银氨溶液与还原剂溶液同时滴加、还原剂浓度为25g/L、加入0.5g/L的分散剂及反应30分钟时,复合粉体的形貌最好。（3）将制得的两种复合粉体在不同的气氛和温度下进行热处理,探究热处理对于粉体的结合力和抗氧化性的影响,实验表明热处理对两种复合粉体形貌影响不大,对比于普通银包铜粉,中间层的添加极大地提升了复合粉体的的抗氧化性,且经过热处理后镀层间的结合力也有很大提升,证明这两种粉体均是普通银包铜粉的优良替代品。
孙萌萌[8]（2019）在《电镀废水中污染物的去除研究》文中研究指明电镀是当今工业产业链中不可或缺的环节,同时也是当代全球三大污染产业之一。电镀工艺过程复杂,镀前预处理、电镀及镀后工艺都会产生不同性质的电镀废水,成分复杂。新型镀种-化学镀镍及锌镍合金等电镀工艺的兴起也加大了废水治理的难度,同时《电镀废水排放标准》（GB21900-2008）的实施对电镀废水中氨氮、重金属、COD等指标提出了更严格的排放标准,使得实际电镀废水的达标处理难度越来越大,废水处理问题已成为制约电镀企业生存发展的瓶颈。因此,对于实际电镀废水处理工艺的研究势在必行。本文以江西电镀园区电镀预处理、电镀后产生的几股成分不同的废水为研究对象,分别对其中的氨氮、COD及镍等成分的去除进行了探索与优化实验。采用吹脱法对化学镀废水中高浓度氨氮进行一级处理。应用响应面分析法对氨氮吹脱工艺进行优化,在最佳吹脱工艺条件下（pH=11、空气流速=2 L/min、时间=60 min）,氨氮的去除效率为98%。吹脱后的废水经次氯酸钠深度氧化进行二级处理,结果显示,次氯酸钠投加量为30 mL/L,反应时间为10 min时,氨氮去除率达95.43%。同时研究了超声、紫外照射对次氯酸钠氧化效率的强化效果。经吹脱和次氯酸钠处理后的废水符合《电镀污染物排放标准》表3氨氮排放限值要求;采用磷酸铵镁法对废水中的氨氮进行二级处理,在反应时间为20min,MgCl2:MgO摩尔比为1:4,N:Mg摩尔比为1:1.6时,氨氮的去除率可达到96%以上,原水氨氮浓度从180mg/L降至8mg/L以下。采用芬顿法降解电镀废水中COD,系统地研究了芬顿氧化降解COD过程中的关键因素对去除效率的影响,结果表明在pH=3,H2O2投加量为0.96ml/L,Fe2+/H2O2摩尔比=1:5,在此条件下COD去除率达到65.8%;紫外辐射有助于提高芬顿法去除COD的去除效率,且效率提高达20%以上。经过芬顿处理后,废水中的氨氮、Cu2+等也实现了不同程度的去除率。采用氢氧化物混凝沉淀法分别对电镀工艺产生的含镍废水进行镍的去除研究,对于镍浓度在6617mg/L的电镀槽废液,采用次氯酸钠进行初步破络,并对比了氢氧化钠和氢氧化钙对Ni2+的混凝沉淀效果,其中氢氧化钙调节pH对Ni2+的去除效果明显优于氢氧化钠,但由于用氢氧化钙调节pH产生的污泥量特别大,产生二次污染,给企业增加成本,因此推荐选择氢氧化钠进行絮凝沉淀;对于214.3mg/L和64.6mg/L的电镀浸洗水和电镀漂洗水,选择氢氧化钠混凝沉淀法且在pH=12时对镍的去除效果最好,50mg/L的聚合硫酸铁的添加有助于镍的更好去除,去除效率均在98%以上。本论文研究的高氨氮、重金属镍、COD废水的处理方法,应用到江西某电镀集控园区实际废水的处理中,处理后的电镀废水排放指标,全部达到了《电镀污染物排放标准》（GB21900-2008）表三的排放要求。
陈杨涛[9]（2018）在《厌氧颗粒污泥吸附水中Cr（Ⅵ）的研究》文中进行了进一步梳理随着皮革制造、电镀工艺、铬与铬盐的生产、铬矿的冶炼等产业的快速发展,大量含铬废水的排放对水体和环境造成重大污染。厌氧颗粒污泥是一种在厌氧培养条件下,由微生物相互聚集而形成的颗粒状污泥,以其作为生物吸附剂,具有吸附容量高、固液分离效果好、价格低廉、工艺简单以及能够高效处理重金属与有机物复合污染的水体等优点。因此,本研究选用厌氧颗粒污泥作为吸附剂处理含Cr（Ⅵ）废水。研究以UASB反应器为模型自制一个厌氧反应器,控制反应器的运行条件与运行过程,于第60天左右,成功培养出具有颜色为灰黑色、粒径分布良好、沉降性能良好、生物活性高等特点的厌氧颗粒污泥。吸附时间、污泥投加量、pH、Cr（Ⅵ）的初始浓度和反应温度都对厌氧颗粒污泥吸附水中Cr（Ⅵ）具有一定的影响,在Cr（Ⅵ）的初始浓度为50 mg/L及污泥投加量为1.0 g（干重）/100 ml溶液的条件下,本研究所得最佳吸附条件为:吸附时间为72 h、pH值为7、温度为35℃,此条件下厌氧颗粒污泥对水中Cr（Ⅵ）的吸附容量可达21.782 mg/g。Cu（Ⅱ）的存在对Cr（Ⅵ）的吸附过程起到一定的促进作用。厌氧颗粒污泥对水中Cr（Ⅵ）的吸附过程经历了前期快速吸附与后期慢速吸附两个阶段。用伪二级动力学模型能很好的描述厌氧颗粒污泥对Cr（Ⅵ）的吸附过程;使用Freundlich和Langmuir等温式都能对实验数据进行很好的拟合,相比较来说,Langmuir等温式具有更高的拟合相关性。对于厌氧颗粒污泥吸附Cr离子后的脱附实验,研究表明硝酸是最有利于厌氧颗粒污泥循环再生利用的脱附剂;实验所获得的最佳脱附剂浓度、脱附时间分别为0.2 mol/L、60 min,此条件下,硝酸对厌氧颗粒污泥中Cr的脱附率为98.84%。通过微生物活性实验、傅立叶红外光谱分析以及XPS分析等手段探讨厌氧颗粒污泥吸附水中Cr（Ⅵ）的吸附机理,结果表明,水中Cr（Ⅵ）首先被颗粒污泥吸附到其表面并向颗粒内部扩散,而后Cr（Ⅵ）被还原为Cr（Ⅲ）,最终水中Cr（Ⅵ）的去除是物理吸附、化学吸附、化学沉淀及生物富集等多重过程共同作用的结果;微生物活性越高,厌氧颗粒污泥对水中Cr离子的吸附能力越强;傅立叶红外光谱分析表明,络合作用是参与水中Cr吸附的主要机理之一,参与吸附作用的基团有-OH、-NH2、C-H、C=O、C-O-C和C-OH等;XPS扫描分析表明,经厌氧颗粒污泥作用后的Cr（Ⅵ）基本上被还原成了Cr（Ⅲ）,此结果也证明了Cr（Ⅵ）被还原为Cr（Ⅲ）是厌氧颗粒污去除水中Cr（Ⅵ）污染中的关键作用。
江燕[10]（2018）在《不同条件下EGSB反应器的启动及其微生物菌群的研究》文中进行了进一步梳理随着工业废水排出量的不断增加,水污染问题也愈加严重。水处理便成为了广大环保工作者的主要问题。EGSB反应器（厌氧颗粒污泥膨胀床）主要由于其运行负荷高,污泥产量少,处理效率高而被广泛应用,并且厌氧生物处理过程中产生清洁能源,使得整个废水处理过程中达到一种环保的效果,比好氧生物处理节省人力物力。目前对EGSB反应器的研究越来越多,但是对于其启动过程及其微生物群落方面较少。本文主要研究贫营养、以葡萄糖为碳源、以乙酸钠为碳源等条件下对EGSB反应器启动过程中的影响,并探索反应器内同时产甲烷反硝化工艺的运行效果,同时采用高通量测序技术（High-throughput sequencing）对EGSB反应器内微生物群落进行生物多样性和菌群分布情况的分析。其结果如下:1)以城市污水处理厂缺氧区的絮凝污泥为接种污泥,醋酸钠为碳源,在贫营养模拟污水进水条件下,成功启动EGSB反应器。结果表明:在连续运行73天,进水COD浓度从200mg/L、500mg/L提高到1000mg/L时,COD去除率也能达到80%以上,甚至达到95%以上。同时采用高通量测序技术,分别对接种污泥、运行到第43天（进水COD为500mg/L）和运行结束时的污泥样品进行了微生物群落结构分析,分析结果表明:三个样品中的微生物多样性都有所下降。在细菌门水平上,绿弯菌门（Chloroflexi）和广古菌门（Euryarchaeota）的相对丰度明显增加（AWN1分别为33.01%和0.63%,AWN2分别为44.03%和7.14%）,接种污泥样品中分别为19.40%和0.54%。在菌属水平上,除了未分类菌属外,其优势菌属为甲烷八叠球菌属（Methanosarcina）,梭菌属（Clostridium）和WCHB1-05属,其丰度总和分别占AWN1和AWN2总序列的16.13%和18.41%。2)以葡萄糖为碳源的条件下成功启动EGSB反应器。EGSB反应器完成启动后,pH维持在7.5左右,ORP在-340mv左右。整个运行过程中,COD去除率逐步提高,最后达到90%左右。EGSB反应器启动后的微生物菌落,门分类的优势门有变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）及厚壁菌门（Firmicutes）,分别占比例70.00%、12.96%、10.09%;但是,启动后属类菌群分布比较均匀,没有特别优势的属类微生物,以葡萄糖为碳源的EGSB反应器并不适合原来接种污泥中生物菌群的生长。3)以乙酸钠为碳源的条件下成功启动EGSB反应器。整个运行过程中,COD去除率逐步提高,最后达到85%左右。反应器内生物菌群的生物多样性因为厌氧环境,其多样性有所减少。EGSB反应器启动后,生物菌群的优势门为拟杆菌门（Bacteroidetes）、厚壁菌门（Firmicutes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、互氧菌门（Synergistetes）及变形菌门（Proteobacteria）,分别占比例22.05%、19.37%、14.91%、13.61%、10.98%;属分类的优势属有vadinCA02属和梭菌属（Clostridium）,分别占了9.89%和5.01%。4)EGSB反应器成功运行了同时产甲烷反硝化工艺。EGSB反应器成功启动后,COD的去除率为80%,加入硝酸盐后,COD的去除率为85%,硝酸盐去除率为95%以上。反应器内颗粒污泥中的反硝化细菌与产甲烷细菌相对稳定的共存。EGSB反应器启动后污泥中的菌群的优势门是拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、厚壁菌门（Firmicutes）,分别占比例30.39%、22.17%、15.88%。属类分布比较均匀,所占比例比较大的有的T78属、Anaerovorax属、vadinCA02属、E6属和梭菌属（Clostridium）。
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 |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 水产养殖废水污染现状 |
| 1.1.1 水产养殖废水的主要污染物及其来源 |
| 1.1.2 水产养殖废水的危害 |
| 1.2 水产养殖废水处理方式 |
| 1.3 微藻净化水产养殖废水研究进展 |
| 1.3.1 微藻净化水产养殖废水原理 |
| 1.3.2 微藻净化水产养殖废水的影响因素 |
| 1.4 课题研究的目的意义和主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 海水养殖尾水处理藻种筛选 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验藻种 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验仪器及设备 |
| 2.2.4 实验用水 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 微藻的预处理 |
| 2.3.2 干重的测定 |
| 2.3.3 叶绿素含量的测定 |
| 2.3.4 蛋白质含量的测定 |
| 2.3.5 总脂含量的测定 |
| 2.3.6 总糖含量的测定 |
| 2.3.7 总磷的测定 |
| 2.3.8 总氮的测定 |
| 2.3.9 氨氮的测定 |
| 2.3.10 硝氮的测定 |
| 2.3.11 亚硝氮的测定 |
| 2.3.12 实验设计 |
| 2.4 实验数据处理 |
| 2.5 结果和讨论 |
| 2.5.1 海水养殖废水中四种微藻的生长特性 |
| 2.5.2 海水养殖废水中四种微藻的光合特征 |
| 2.5.3 海水养殖废水中四种微藻的生物质组成 |
| 2.5.4 海水养殖废水中四种微藻的氮磷去除效果 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 海水小球藻处理海水养殖废水的条件研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验藻种 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 实验仪器与设备 |
| 3.2.4 实验用水 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 微藻的预处理 |
| 3.3.2 测量方法 |
| 3.3.3 实验设计 |
| 3.4 实验数据处理 |
| 3.5 结果和讨论 |
| 3.5.1 接种浓度对微藻在海水养殖废水中生长特性的影响 |
| 3.5.2 接种浓度对微藻去除海水养殖废水中氮磷的影响 |
| 3.5.3 污染程度对海水养殖废水中微藻生长特性的影响 |
| 3.5.4 污染程度对海水养殖废水中微藻光合特性的影响 |
| 3.5.5 污染程度对海水养殖废水中微藻生物质组成的影响 |
| 3.5.6 污染程度对微藻去除海水养殖废水中氮磷的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 微藻对海水养殖废水的工艺提升研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.2.1 实验藻种 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验仪器与设备 |
| 4.2.4 实验用水 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 微藻的正常预处理 |
| 4.3.2 微藻的饥饿预处理 |
| 4.3.3 基于微藻的海水养殖废水分级处理系统 |
| 4.3.4 测量方法 |
| 4.3.5 实验设计 |
| 4.4 实验数据处理 |
| 4.5 结果和讨论 |
| 4.5.1 饥饿预处理对海水养殖废水中微藻生长特性的影响 |
| 4.5.2 饥饿预处理对海水养殖废水中微藻光合特性的影响 |
| 4.5.3 饥饿预处理对海水养殖废水中微藻生物质组成的影响 |
| 4.5.4 饥饿预处理对微藻去除海水养殖废水中氮磷的影响 |
| 4.5.5 海水养殖废水分级处理系统中微藻的生长特性 |
| 4.5.6 微藻对海水养殖废水分级处理系统中氮磷的处理效果 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 前言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 高浓度有机废水厌氧生物处理技术研究进展 |
| 1.2 氧化石墨烯和零价铁在废水处理中的应用 |
| 1.2.1 氧化石墨烯等碳系物在厌氧沼气发酵系统中的应用 |
| 1.2.2 零价铁在厌氧沼气发酵系统中的应用 |
| 1.3 课题研究的意义、主要内容和创新点 |
| 1.3.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.3.2 课题研究的主要内容 |
| 1.3.3 课题研究的创新点及特色 |
| 2 Fe~0/GO最佳投加比例和投加量的研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 废水来源 |
| 2.1.2 实验药品与试剂 |
| 2.1.3 实验仪器设备与装置 |
| 2.1.4 Fe~0/GO制备方法 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.1.6 实验方法 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 厌氧污泥的驯化 |
| 2.2.2 Fe~0/GO合适投加比例的研究 |
| 2.2.3 Fe~0/GO合适投加量的研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 Fe~0/GO促进厌氧处理高浓度有机废水及机理的研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 废水来源 |
| 3.1.2 实验药品与试剂 |
| 3.1.3 实验仪器设备 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.1.5 实验方法 |
| 3.2 Fe~0/GO对厌氧处理系统处理效果的影响 |
| 3.2.1 各体系出水pH值的变化 |
| 3.2.2 各体系CODCr去除率的分析 |
| 3.2.3 各体系产气量的变化 |
| 3.2.4 各系统出水ORP的变化 |
| 3.2.5 各体系出水挥发性脂肪酸的变化 |
| 3.3 系统Fe~(3+)和Fe~(2+)含量的变化 |
| 3.4 Fe~0/GO对污泥理化特性的影响 |
| 3.4.1 Fe~0/GO对系统MLSS的影响 |
| 3.4.2 Fe~0/GO对厌氧活性污泥胞外多聚物的影响 |
| 3.4.3 厌氧活性污泥的SEM表征 |
| 3.5 Fe~0/GO对微生物菌群的影响 |
| 3.5.1 各系统中微生物菌群丰富度与多样性分析 |
| 3.5.2 各系统中微生物菌群结构分析 |
| 3.5.3 各系统中微生物群落相似性分析与功能预测 |
| 3.6 Fe~0/GO对电子传递的影响 |
| 3.6.1 各系统电导率的变化 |
| 3.6.2 各系统计时电流与循环伏安曲线的分析 |
| 3.6.3 各系统交流阻抗的测定 |
| 3.6.4 ETS活性的研究 |
| 3.7 机理分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 Fe~0/GO存在下厌氧处理高浓度有机废水系统抗冲击能力的研究. |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 废水来源 |
| 4.1.2 实验药品与试剂 |
| 4.1.3 实验仪器设备 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.1.5 实验方法 |
| 4.2 pH冲击对厌氧系统的影响 |
| 4.2.1 出水pH值的影响 |
| 4.2.2 系统产气量的影响 |
| 4.2.3 CODCr去除率的影响 |
| 4.2.4 出水VFAs的影响 |
| 4.2.5 系统MLSS的影响 |
| 4.2.6 胞外多聚物的影响 |
| 4.2.7 基质降解动力学的影响 |
| 4.3 温度冲击对厌氧系统的影响 |
| 4.3.1 系统出水pH值的影响 |
| 4.3.2 系统产气量的影响 |
| 4.3.3 CODCr去除率的影响 |
| 4.3.4 出水VFAs的影响 |
| 4.3.5 系统MLSS的影响 |
| 4.3.6 胞外多聚物的影响 |
| 4.3.7 CODCr去除率降解动力学的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 酱油废水概况 |
| 1.1.1 酱油废水的来源及成分 |
| 1.1.2 酱油废水的特点及危害 |
| 1.1.3 酱油废水的处理现状 |
| 1.2 微藻与废水处理 |
| 1.2.1 微藻概述 |
| 1.2.2 微藻在废水处理中的应用 |
| 1.3 微藻的资源化利用 |
| 1.4 真菌-微藻相互作用及在废水处理中的应用 |
| 1.5 课题的提出及研究内容 |
| 1.5.1 课题的提出 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器及设备 |
| 2.1.2 实验主要药品及培养基 |
| 2.1.3 实验微生物及废水来源 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 微生物分离、纯化及保存 |
| 2.2.2 微生物培养 |
| 2.2.3 生物量及油脂含量测定 |
| 2.2.4 水质分析方法 |
| 第3章 蛋白核小球藻处理酱油废水 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 微藻分离及鉴定 |
| 3.2.2 酱油废水水质情况 |
| 3.2.3 蛋白核小球藻对不同浓度酱油废水适应情况 |
| 3.2.4 蛋白核小球藻初始接种量对酱油废水处理效果影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 丝状真菌处理酱油废水 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 真菌分离与鉴定 |
| 4.2.2 酱油废水水质 |
| 4.2.3 真菌在酱油废水中的生长情况 |
| 4.2.4 真菌对酱油废水中污染物的去除情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 真菌-微藻体系处理酱油废水 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 酱油废水水质 |
| 5.2.2 酱油废水中菌藻体系的生物量变化 |
| 5.2.3 不同接种比例下废水中溶解氧(DO)的变化 |
| 5.2.4 菌藻体系对酱油废水中污染物的去除情况 |
| 5.2.5 菌藻生物质的资源化利用潜力分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 三羟甲基丙烷生产废水 |
| 1.2.1 生产工艺 |
| 1.2.2 TMP的用途和消费现状 |
| 1.2.3 TMP生产废水性质 |
| 1.3 含甲醛工业废水的危害 |
| 1.4 甲醛工业废水的处理方法 |
| 1.4.1 物理法 |
| 1.4.2 化学法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.4.4 组合工艺处理甲醛废水 |
| 1.4.5 本节小结 |
| 1.5 厌氧共代谢降解难处理有机废水 |
| 1.5.1 厌氧处理 |
| 1.5.2 共代谢作用 |
| 1.5.3 甲醛废水的厌氧共代谢研究现状 |
| 1.6 甲醛废水的厌氧处理生物毒性评价 |
| 1.6.1 厌氧产甲烷抑制效应 |
| 1.6.2 厌氧产酸抑制效应 |
| 1.6.3 本节小结 |
| 1.7 立题依据与研究内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容及技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验废水与装置 |
| 2.1.1 厌氧污泥与废水 |
| 2.1.2 甲醛废水厌氧产酸和产甲烷毒性实验 |
| 2.1.3 甲醛废水厌氧降解批次实验 |
| 2.2 连续实验运行装置和运行方式 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.4 微生物种群鉴定分析方法 |
| 2.5 实验仪器 |
| 第3章 合成甲醛废水和三羟甲基丙烷废水的厌氧生物处理毒性评价 |
| 3.1 常温厌氧产酸的毒性评价 |
| 3.1.1 合成甲醛废水的产酸毒性评价 |
| 3.1.2 三羟甲基丙烷废水的产酸毒性评价 |
| 3.2 中温厌氧产甲烷的毒性评价 |
| 3.2.1 合成甲醛废水的产甲烷毒性评价 |
| 3.2.2 三羟甲基丙烷废水的产甲烷毒性评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 不同共基质条件下甲醛的厌氧降解 |
| 4.1 不同共基质条件下甲醛的常温厌氧降解 |
| 4.1.1 不同共基质条件下合成甲醛废水常温厌氧降解 |
| 4.1.2 不同共基质条件下合成甲醛废水中温厌氧降解 |
| 4.2 甲醛厌氧降解中微生物胞外聚合物的变化 |
| 4.2.1 合成甲醛废水厌氧降解以及EPS的变化 |
| 4.2.2 TMP废水厌氧降解以及EPS的变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5 章葡萄糖共基质下甲醛在常温EGSB反应器中的降解及微生物变化 |
| 5.1 不同甲醛负荷下常温EGSB反应器的运行性能 |
| 5.2 反应器沿程甲醛降解和中间产物 |
| 5.3 不同甲醛负荷下反应器中微生物的变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A(攻读硕士学位期间发表的学术论文目录) |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 硝酸盐氮废水处理技术概况 |
| 1.2.1 物理脱氮法 |
| 1.2.2 化学脱氮法 |
| 1.2.3 生物脱氮法 |
| 1.2.4 当前处理技术存在的问题 |
| 1.3 反硝化脱氮及反硝化菌概述 |
| 1.3.1 反硝化脱氮原理 |
| 1.3.2 反硝化菌研究 |
| 1.3.3 反硝化反应的影响因素 |
| 1.3.4 反硝化反应动力学 |
| 1.4 连续进水序批式反应器 |
| 1.4.1 序批式反应器 |
| 1.4.2 连续流序批式反应器 |
| 1.4.3 连续进水序批式反应器 |
| 1.5 研究目的、研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验装置与水质分析方法 |
| 2.1 废水水质 |
| 2.2 排放要求 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 运行条件 |
| 2.5 水质分析 |
| 2.5.1 分析仪器 |
| 2.5.2 检测方法 |
| 第3章 连续进水SBR反应器的脱氮效果研究与反应基质优化 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.2 反应器的脱氮效果研究 |
| 3.3 反应基质的优化 |
| 3.3.1 碳氮比的优化 |
| 3.3.2 碱投加量的优化 |
| 3.3.3 碳源与磷源的优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 连续进水序批式反应器工艺优化的研究 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.2 污泥静置沉淀前曝气吹脱的效果研究 |
| 4.2.1 曝气吹脱后污泥沉降性能的改善 |
| 4.2.2 曝气对出水中残余COD的降解作用 |
| 4.2.3 曝气对后续反硝化反应所需缺氧环境的影响 |
| 4.3 运行负荷的优化研究 |
| 4.4 连续出水的可行性研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 工程性问题的分析研究 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.2 重新启动能力评价 |
| 5.2.1 停运后重启 |
| 5.2.2 pH冲击后的重启 |
| 5.3 反硝化脱氮过程的在线监测方法研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究不足及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 石墨烯概况 |
| 1.2 石墨烯的制备方法 |
| 1.3 石墨烯的性质及应用 |
| 1.3.1 石墨烯的性质 |
| 1.3.2 石墨烯的应用 |
| 1.4 石墨烯功能化材料概述 |
| 1.5 石墨烯功能化材料的制备和应用 |
| 1.5.1 石墨烯薄膜 |
| 1.5.2 石墨烯分散液 |
| 1.5.3 石墨烯气凝胶 |
| 1.5.4 其他 |
| 1.6 本文研究的内容和意义 |
| 第二章 实验原料、设备及表征方法 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 实验仪器设备 |
| 2.3 样品表征方法及原理 |
| 第三章 氧化石墨烯和石墨烯粉体的制备 |
| 3.1 Hummers法制备氧化石墨烯 |
| 3.1.1 制备流程 |
| 3.1.2 表征分析 |
| 3.2 电场辅助Hummers法制备氧化石墨烯 |
| 3.2.1 制备流程 |
| 3.2.2 表征分析 |
| 3.3 制备还原氧化石墨烯 |
| 3.3.1 水合肼还原传统Hummers法制得的氧化石墨烯 |
| 3.3.2 水合肼还原电场辅助Hummers法制得的氧化石墨烯 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 石墨烯分散液的制备 |
| 4.1 制备流程 |
| 4.2 表征分析 |
| 4.3 石墨烯分散液的应用 |
| 4.3.1 石墨烯润滑油 |
| 4.3.2 石墨烯环氧树脂 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 石墨烯气凝胶的制备 |
| 5.1 影响石墨烯气凝胶的制备因素 |
| 5.1.1 制备流程 |
| 5.1.2 还原剂的影响 |
| 5.1.3 鳞片石墨目数的影响 |
| 5.1.4 反应容器形状的影响 |
| 5.2 添加修饰剂制备石墨烯气凝胶 |
| 5.2.1 制备流程 |
| 5.2.2 高分子聚合物添加量 |
| 5.2.3 表征分析 |
| 5.4 石墨烯气凝胶的应用 |
| 5.4.1 导电特性应用 |
| 5.4.2 吸附特性应用 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 硕士期间发表论文 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 化学镀概述 |
| 1.2.1 化学镀工艺 |
| 1.2.2 化学镀研究进展 |
| 1.3 粉体化学镀 |
| 1.3.1 粉体化学镀锡原理 |
| 1.3.2 粉体化学镀锡影响因素 |
| 1.3.3 粉体化学镀锡研究现状及发展 |
| 1.3.4 粉体化学镀镍原理 |
| 1.3.5 粉体化学镀镍影响因素 |
| 1.3.6 粉体化学镀镍研究现状及发展 |
| 1.3.7 粉体化学镀银原理 |
| 1.3.8 粉体化学镀银影响因素 |
| 1.3.9 粉体化学镀银研究现状及发展 |
| 1.4 Cu/X/Ag粉体化学镀的应用 |
| 1.5 论文的研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验方法与表征 |
| 2.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 仪器设备 |
| 2.2 Cu/X/Ag复合粉体的制备与表征 |
| 2.2.1 Cu/X/Ag复合粉体的制备 |
| 2.2.2 Cu/X/Ag复合粉体的表征 |
| 第三章 Cu/Sn/Ag复合粉体的的制备与性能研究 |
| 3.1 不同工艺条件对Cu/Sn/Ag复合粉体的影响 |
| 3.1.1 中间层含量对Cu/Sn/Ag复合粉体的影响 |
| 3.1.2 不同的还原操作方式对Cu/Sn/Ag复合粉体的影响 |
| 3.2 热处理对Cu/Sn/Ag复合粉体性能的影响 |
| 3.2.1 热处理对Cu/Sn/Ag复合粉体结合力的影响 |
| 3.2.2 热处理对Cu/Sn/Ag复合粉体抗氧化性的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Cu/Ni/Ag复合粉体的的制备与性能研究 |
| 4.1 不同工艺条件对Cu/Ni/Ag复合粉体的影响 |
| 4.1.1 不同中间层含量对Cu/Ni/Ag复合粉体的影响 |
| 4.1.2 还原剂浓度对Cu/Ni/Ag复合粉体的影响 |
| 4.1.3 分散剂对Cu/Ni/Ag复合粉体的影响 |
| 4.1.4 反应时间对Cu/Ni/Ag复合粉体的影响 |
| 4.2 热处理对Cu/Ni/Ag复合粉体性能的影响 |
| 4.2.1 热处理对Cu/Ni/Ag复合粉体结合力的影响 |
| 4.2.2 热处理对Cu/Ni/Ag复合粉体抗氧化性的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 (攻读硕士学位期间科研成果) |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 电镀行业的发展现状 |
| 1.2 电镀废水的来源、特点 |
| 1.2.1 电镀废水的来源 |
| 1.2.2 电镀废水的特点 |
| 1.3 排放标准新规的出台与电镀集控园区的建立 |
| 1.3.1 《电镀污染物排放标准GB21900-2008》的出台 |
| 1.3.2 电镀集控园区的建立 |
| 1.4 电镀废水的处理方法 |
| 1.4.1 氨氮 |
| 1.4.2 COD |
| 1.4.3 重金属 |
| 1.5 本文的研究意义和研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验仪器和试剂 |
| 2.1.1 实验所用仪器与设备 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 本实验所处理的实际废水样本 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 氨氮的测定 |
| 2.2.2 COD的测定 |
| 2.2.3 重金属Ni~(2+)/Cu~(2+)浓度的测定 |
| 第三章 电镀废水中氨氮深度处理方法研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 废水来源和实验方法 |
| 3.2.1 废水的来源 |
| 3.2.2 1#高浓度氨氮废水的实验方法 |
| 3.2.3 高浓度氨氮废水吹脱工艺的确定 |
| 3.2.4 低浓度氨氮废水次氯酸钠氧化工艺的确定 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 吹脱法回归模型的建立及分析 |
| 3.3.2 响应曲面分析与优化 |
| 3.3.3 最佳吹脱工艺确定及验证实验 |
| 3.4 次氯酸钠氧化法处理低浓度氨氮废水 |
| 3.4.1 次氯酸钠溶液投加量对氨氮去除率的影响 |
| 3.4.2 废水pH值对次氯酸钠氧化效率的影响 |
| 3.4.3 超声与紫外灯照射对次氯酸钠氧化氨氮效率的影响 |
| 3.5 MAP法处理低浓度氨氮废水 |
| 3.5.1 实验过程 |
| 3.5.2 废水初始pH对氨氮去除效果的影响 |
| 3.5.3 MgO作为镁盐对氨氮的去除效果 |
| 3.5.4 MgO与 MgCl_2联用对氨氮的去除效果影响 |
| 3.5.5 N:Mg~(2+)摩尔比对氨氮去除效率的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 电镀废水中COD的处理方法研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 废水来源与实验方法 |
| 4.2.1 废水来源 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 理论加药量的计算 |
| 4.3 实验结果分析 |
| 4.3.1 理论加药量下COD的处理结果分析 |
| 4.3.2 H_2O_2 投加量对芬顿处理COD的影响 |
| 4.3.3 Fe~(2+)/H_2O_2 摩尔比对COD去除效率的影响 |
| 4.3.4 pH值对COD去除效率的影响 |
| 4.3.5 Cu~(2+)的同步去除效果 |
| 4.3.6 氨氮的同步去除效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 电镀废水中镍的处理方法研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 氢氧化物沉淀法对含镍废水的处理研究 |
| 5.2.1 废水来源 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果分析 |
| 5.3.1 1#电镀废水的处理结果分析 |
| 5.3.2 PAM的加入量对Ni~(2+)的去除效率影响 |
| 5.3.3 沉淀时间对Ni~(2+)的去除效率影响 |
| 5.3.4 次氯酸钠的投加量对Ni~(2+)的去除率的影响 |
| 5.3.5 氨氮与COD的同步去除效果 |
| 5.3.6 pH对 Ni~(2+)沉淀效果的影响 |
| 5.3.7 氨氮与COD的同步去除效果 |
| 5.3.8 2#电镀废水的处理结果分析 |
| 5.3.9 pH值对Ni~(2+)去除率的影响 |
| 5.3.10 聚合硫酸铁的加入对Ni~(2+)的去除率的影响 |
| 5.3.11 2#废水中氨氮的同步去除效果 |
| 5.3.12 3#电镀废水的处理结果分析 |
| 5.3.13 pH值对Ni~(2+)去除率的影响 |
| 5.3.14 3#废水中氨氮的同步去除效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 本论文研究工艺的实际应用 |
| 6.1 万利通(九江)电镀集控园区简介 |
| 6.2 高浓度氨氮废水研究成果的实际应用 |
| 6.3 高浓度重金属废水研究成果的实际应用 |
| 6.4 万利通(九江)电镀集控园区污水处理效果 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 7.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 国内外含铬废水处理技术的研究现状 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 电化学法 |
| 1.2.3 物理化学法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.3 厌氧颗粒污泥去除水中重金属的技术研究 |
| 1.3.1 厌氧颗粒污泥的培样 |
| 1.3.2 厌氧颗粒污泥对重金属的吸附特性 |
| 1.3.3 厌氧颗粒污泥对重金属的吸附机理 |
| 1.4 课题研究的目的、意义及内容 |
| 1.4.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.4.2 课题研究的内容 |
| 第2章 厌氧颗粒污泥的快速培养 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验装置和材料 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 实验水质 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实验仪器与试剂 |
| 2.3.2 反应器的运行控制方法 |
| 2.3.3 实验分析项目和测定方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 厌氧颗粒污泥的培养过程 |
| 2.4.2 形态特征与沉降速度 |
| 2.4.3 粒径分布、VSS/TSS值和EPS含量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 厌氧颗粒污泥对水中Cr(Ⅵ)的吸附与脱附 |
| 3.1 实验仪器和试剂 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 吸附剂的制备 |
| 3.2.2 时间对吸附的影响 |
| 3.2.3 污泥投加量对吸附的影响 |
| 3.2.4 pH对吸附的影响 |
| 3.2.5 Cr(Ⅵ)初始浓度和实验温度对吸附的影响 |
| 3.2.6 共存离子Cu(Ⅱ)对污泥吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.2.7 脱附剂的选择 |
| 3.2.8 脱附剂浓度对脱附的影响 |
| 3.2.9 脱附时间的确定 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 总铬的测定 |
| 3.3.2 六价铬的测定 |
| 3.3.3 数据处理 |
| 3.4 实验结论 |
| 3.4.1 时间对吸附的影响 |
| 3.4.2 厌氧颗粒污泥投加量对吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.4.3 pH对厌氧颗粒污泥吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.4.4 Cr(Ⅵ)初始浓度、温度对吸附的影响 |
| 3.4.5 Cu(Ⅱ)对厌氧颗粒污泥吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.4.6 厌氧颗粒污泥对水中Cr(Ⅵ)的吸附动力学 |
| 3.4.7 厌氧颗粒污泥对水中Cr(Ⅵ)的吸附热力学 |
| 3.4.8 脱附剂的选择 |
| 3.4.9 脱附剂浓度对脱附的影响 |
| 3.4.10 脱附时间的确定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 厌氧颗粒污泥吸附水中Cr(Ⅵ)机理的初步研究 |
| 4.1 微生物活性对吸附的影响 |
| 4.1.1 实验方法 |
| 4.1.2 结果及分析 |
| 4.2 傅立叶红外光谱对吸附过程的表征 |
| 4.3 XPS对污泥吸附后的表征 |
| 4.4 吸附机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 污水处理技术 |
| 1.1.2 厌氧生物处理工艺 |
| 1.1.3 影响厌氧EGSB反应器工艺因素 |
| 1.1.4 EGSB应用现状 |
| 1.1.5 厌氧生物处理工艺中的微生物菌群 |
| 1.2 论文研究的目的与意义 |
| 2 贫营养条件下EGSB反应器启动及其生物菌群的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 接种污泥 |
| 2.3 实验进水 |
| 2.4 实验装置与仪器 |
| 2.4.1 实验装置 |
| 2.4.2 实验仪器 |
| 2.5 分析项目及方法 |
| 2.5.1 MLSS和 MLVSS采用重量法测定 |
| 2.5.2 COD采用快速消解法 |
| 2.5.3 pH、ORP采用电极法 |
| 2.5.4 微生物群落分析 |
| 2.5.4.1 DNA的提取与测序 |
| 2.5.4.2 高通量测序分析 |
| 2.6 实验过程 |
| 2.7 实验结果与讨论 |
| 2.7.1 COD的变化情况 |
| 2.7.2 pH和 ORP值的变化情况 |
| 2.7.3 生物菌群的分析结果 |
| 2.8 小结 |
| 3 葡萄糖为碳源EGSB反应器启动及其生物菌群的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 接种污泥 |
| 3.3 实验污水 |
| 3.4 实验装置与仪器 |
| 3.4.1 实验装置 |
| 3.4.2 实验仪器 |
| 3.5 分析项目及方法 |
| 3.6 实验结果与讨论 |
| 3.6.1 COD的变化情况 |
| 3.6.2 pH和 ORP值的变化情况 |
| 3.6.3 生物菌群的分析结果 |
| 3.7 小结 |
| 4 乙酸钠为碳源EGSB反应器启动及其生物菌群的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 接种污泥 |
| 4.3 实验污水 |
| 4.4 实验装置与仪器 |
| 4.4.1 实验装置 |
| 4.4.2 实验仪器 |
| 4.5 分析项目及方法 |
| 4.6 实验结果与讨论 |
| 4.6.1 COD的变化情况 |
| 4.6.2 pH和 ORP值的变化情况 |
| 4.6.3 生物菌群的分析结果 |
| 4.7 小结 |
| 5 EGSB反应器同时产甲烷反硝化的影响及其生物菌群的研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 接种污泥 |
| 5.3 实验污水 |
| 5.4 实验装置与仪器 |
| 5.4.1 实验装置 |
| 5.4.2 实验仪器 |
| 5.5 分析项目及方法 |
| 5.6 实验结果与讨论 |
| 5.6.1 COD的变化情况 |
| 5.6.2 pH和 ORP值的变化情况 |
| 5.6.3 不同浓度硝酸盐氮对反应器运行效果的影响 |
| 5.6.4 生物菌群的分析结果 |
| 5.7 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学士学位期间的主要科研成果 |
