一、电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告（论文文献综述）
北京铁路局卫生防疫站,铁三院站场设备总队[1]（1976）在《电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告》文中进行了进一步梳理概述铁路内燃机务段有害废水主要为电镀车间的镀件冲洗含铬废水;蓄电池间电池解体冲洗时的酸性含铅废水;内燃机车排放的冷却水以及煮冼槽内的含碱废水。按照国家工业"废水"最高容许排放标准,六价铬化合物为0.5毫克/升,铅及其化合物为1.0毫克/升。而北京市要求排放达到地面水水质标准,即六价铬化合物为0.05毫克/升,铅及其化合物为0.1毫克/升。
王毅博[2]（2018）在《难降解工业废水的微电解及生物处理技术研究》文中进行了进一步梳理目前我国工业废水污染形式严峻,全国500多条主要河流中,超过80%以上的河流都受到相当程度的污染,其主要原因之一在于大量不同类型难降解工业废水的排放,这种状况不仅对当前我国水环境和人体健康构成巨大的威胁,同时也大大制约了我国相关行业的可持续发展。因此,本文以我国难降解典型工业废水中的代表印染和制药废水为主要处理对象,主要采用微电解和生物技术对该类废水的处理展开研究。主要研究内容和结论如下:（1）铁碳微电解材料的制备、性能测试研究铁碳微电解材料制备条件为Fe203/C质量比为1:1,每100 g原料中,Fe203含量为45 g,碳粉为45 g,TiO2含量为6 g,羧甲基纤维素含量2 g,核桃壳含量2 g,烧结温度900 ℃,烧结时间为1h。通过单因素试验优化铁碳微电解的处理条件,最终得出优化条件:初始pH 3、铁碳投加量66 g/L废水、曝气时间1.5 h、混凝pH和时间分别为11和1.5 h。所制得铁碳微电解材料,静态烧杯试验处理印染、农药、造纸制药废水的化学需要量（COD）去除率分别达到60%、45%、35%和60%以上;对含铬电镀废水中总铬去除率达到90%以上其中对电镀废水中的总铬去除率可达到90%以上,经过自制铁碳微电解材料处理后5种废水的色度均可降至40倍以下。（2）连续铁碳微电解工艺以及铁碳微电解-UASB-SBR（升流式厌氧污泥床-序批式活性污泥）工艺处理实际印染废水的工艺研究连续铁碳微电解工艺对印染废水具有良好的处理效果,对印染废水的COD和色度去除率分别可达60%和70%以上。通过出水回流可降低加碱量,污泥回收利用思路可作为微电解工艺研究开展方向。采用幂函数型动力学方程,进行铁碳微电解降解印染废水COD的拟合,拟合后的铁碳微电解降解COD的动力学方程为:V=2.26x10-9C2.86。单独采用UASB处理实际印染废水,废水会对厌氧处理产生强烈的抑制作用,导致COD去除率和产气量大幅降低。采用铁碳微电解-UASB-SBR,整个工艺对COD去除率可达到91.76%左右。该组合工艺对处理该实际印染废水,表现了较强的耐负荷冲击能力。按照对COD去除的贡献大小排序可得,铁碳微电解>SBR反应器>UASB反应器。预处理铁碳微电解的停留时间控制在10h,可与后续UASB-SBR进行有效组合。（3）适用于高碱性印染废水的铝碳微电解材料制备以及应用研究采用高温烧结技术制备多孔铝碳一体化微电解材料,最终优化的制备条件为Al/C质量比为1.26,铝粉质量分数为500%,活性炭质量分数为39.68%,催化剂Ti02质量分数为4.78%,粘合剂羧甲基纤维素质量分数为2%,制孔剂核桃壳粉质量分数为3.54%,铝碳微电解材料的烧结时间为88.51 min,烧结温度为500 ℃。处理该类废水优化后的处理条件为:初始pH为12,反应时间为9 h,铝碳微电解投放量为200 g/L。连续铝碳微电解处理高碱性的实际印染废水,稳定运行阶段,COD和NH4+-N去除率可达到500%以上,色度去除率可达到68%以上,废水的可生化性得到显著改善。（4）PVA生物技术（聚乙烯醇的凝胶小球作为生物载体）与微电解在印染废水及制药废水的拓展研究①在厌氧处理制药废水方面,采用1#UASB装载PVA颗粒污泥,2#UASB装载传统颗粒污泥,3#UASB装载活性炭强化的颗粒污泥,进行了以上三种UASB的对比研究。驯化阶段所用时长为:1#用时30天,2#和3#用时为47天。当容积负荷提高到7 kg COD/（m3.d）时,1#、2#和 3#UASB 的 COD 去除率分别为69%～75%（偏差 1.8%）、46%～69%（偏差 8.6%）和61%-73%（偏差4.00%）。从1#到3#可达到的最高容积负荷为12、7和8 kg COD/（m3.d）。高通量测序结果表明Levilinea,Syntrophorhabdus,Desulfovibrio和Acetobacterium是三个反应器的优势菌种,1#颗粒污泥的的菌群丰度比2#和3#高;②PVA好氧工艺处理实际印染废水,PVA工艺的容积负荷达到2.2 kg COD.m-3·d-1,PVA好氧工艺COD平均去除率达到85%左右,最终出水稳定在100-200mg/L。在长期稳定运行期间,剩余污泥产率仅为0.083 kg MLSS/（kg COD）,远低于传统的活性污泥法（0.5 kgMLSS/（kg COD））;③微电解工艺的改进以及与PVA好氧工艺联用研究发现,将微电解反应器的底部改进为反渗透过滤池,将连续曝气微电解改进为缺氧与好氧组合微电解,改进后的微电解工艺可降低能耗和反冲洗的水量,处理实际印染废水的COD去除率稳定在60%以上。微电解联合PVA好氧工艺处理印染废水,进水COD浓度在500-660mg/L之间,经过微电解之后出水在140～380 mg/L之间,在经过PVA工艺之后出水在68-140mg/L之间。经过组合工艺处理后,COD去除率可达73%-84%之间。
王刚[3]（2013）在《重金属絮凝剂聚乙烯亚胺基黄原酸钠的制备及性能研究》文中研究指明重金属废水大量排放已造成环境严重污染，寻求重金属废水新的处理方法成为当前研究热点，而开发一种高效、廉价、实用的重金属废水处理剂将具有重要的意义。本论文采用现有的高分子絮凝剂聚乙烯亚胺作为母体，通过化学合成方法将重金属离子的强配位基团二硫代羧基引入到其分子结构中，制备出具有捕集重金属和去除浊度双重功能的新型高分子絮凝剂聚乙烯亚胺基黄原酸钠（PEX）。采用该新型絮凝剂，可直接利用传统化学沉淀法的处理设施，同时去除重金属离子和降低浊度，从而可减少后续处理单元，简化处理工艺，使重金属废水的治理变得简单易行。本文以聚乙烯亚胺（PEI）、二硫化碳（CS2）、氢氧化钠（NaOH）为原料，采用正交实验法确定了PEX最佳制备条件，获得三种不同分子量的PEX（PEX–1、PEX–6、PEX–60）；并借助元素分析、紫外分析、红外分析等方法对PEX进行了表征。以PEX为研究对象，通过絮凝实验法考察了PEX除浊性能、捕集重金属性能以及处理实际重金属废水性能；并对PEX的溶液特性、PEX存放稳定性、螯合絮体形态特征、螯合絮体的稳定性能以及重金属回收性能进行了探讨。主要研究结果如下：影响PEX制备条件的主要因素为PEI的分子量、CS2的用量、反应温度和反应时间。分子量不同的PEI制备PEX最佳条件不尽相同，PEX–1最佳制备条件为：PEI、CS2、NaOH投加比例1:2:2，预反应温度35℃，预反应时间30min，主反应温度40℃，主反应时间150min；PEX–6最佳制备条件为：PEI、CS2、NaOH投加比例1:3:3，预反应温度20℃，预反应时间30min，主反应温度40℃，主反应时间60min；PEX–60最佳制备条件为：PEI、CS2、NaOH投加比例1:1:2，预反应温度25℃，预反应时间30min，主反应温度60℃，主反应时间60min。PEX为两性高分子絮凝剂，在等电点时，PEX溶液Zeta电位为零，体系出现浑浊且浊度达到最高。PEX–1、PEX–6、PEX–60溶液的等电点pHiep分别为4.6、5.0、8.4（蒸馏水体系）以及3.8、5.0、8.7（自来水体系）。PEX的除浊性能优于母体PEI的除浊性能，且在PEX等电点时浊度的去除率最大；体系中共存的重金属离子对浊度的去除具有显著促进作用。PEX对单一重金属体系和混合重金属体系中的二价重金属离子均具有良好的捕集效果。PEX捕集重金属离子对体系pH值的要求相对较低，在酸性条件下重金属离子也能被有效的除去。对于PEX，总体捕集能力顺序为PEX–1＞PEX–6＞PEX–60；对于重金属离子，总体捕集顺序为Cu（II）＞Pb（II）＞Cd（II）＞Ni（II）＞Zn（II）。PEX对高价重金属离子Cr（VI）在强酸性条件下去除效果较好，而对Cr（III）在酸性条件下捕集效果不理想。体系中共存的无机阳离子、无机阴离子、浊度对PEX捕集重金属离子的影响总体上均较小，促进或抑制作用不明显；而共存的有机配位剂对其捕集能力具有一定的影响，或促进或抑制，可通过增加PEX投加量来减小或消除抑制影响。当浊度存在时，PEX可同时除去体系中重金属离子和浊度，可充分发挥螯合沉淀和絮凝沉淀双重作用。螯合絮体的分形维数结果表明，重金属螯合絮体分形维数越大，相对应的重金属离子去除效果越好。红外分析谱图表明，PEX分子链上成功的接上了二硫代羧基；而PEX分子链上的二硫代羧基、胺基可与重金属离子发生螯合、配位等作用。PEX的存放稳定性、螯合絮体的稳定性均较好，PEX对实际废水的处理效果较理想，且可回收絮体中的重金属，这些均有利于PEX的实际应用。总之，本文合成的新型高分子絮凝剂PEX在捕集重金属离子时表现出优良性能，在适宜条件下能有效的捕集多种重金属离子，且絮凝沉降性能好，可作为重金属废水的处理剂，具有广阔的应用前景。
罗胜联[4]（2006）在《有色重金属废水处理与循环利用研究》文中进行了进一步梳理我国存在严重的水资源危机，尤其是重金属质量型缺水。重金属废水排放一方面造成资源浪费，另一方面影响居民的饮用水安全，其治理一直是世界环保领域的重大课题。目前，有色行业重金属废水的排放已成为饮用水源最大的安全隐患之一，开展有色重金属废水处理与循环利用技术研究对解决水资源危机、促进有色行业的可持续发展具有重要意义。基于有色行业重金属废水的特点与重复利用，结合实际生产过程，提出了“石灰中和—配合—回流”新工艺。采用该工艺技术处理有色重金属废水可解决传统石灰法处理在高pH值时才能达标排放的技术瓶颈，实现控制pH值为8.5左右达标排放的目标，且净化水中钙离子浓度下降到400mg／L左右。开发了具有很强絮凝作用的新型水处理活性因子PMB，中和渣的回流比控制在5％以下即可满足水处理过程对回流渣量的要求，浓缩后渣的含水率平均为77.29％，比传统石灰中和渣的含水率（97.98％）下降了20.69％。新工艺得到的渣中金属含量由原来的25％-27％提高到31％-33％，有利于重金属的回收。新工艺经4个月的稳定运行，出水重金属锌、铅、铜、镉、砷离子及pH值均达到了国家《污水综合排放标准》（GB8978-1996）。依据构效关系、协同效应设计开发了阻垢缓蚀性能达到相关优级标准的YJ水质稳定剂。采用静态快速阻垢实验、动态阻垢实验研究了所开发的水质稳定剂的阻垢性能，采用SEM、XRD等现代测试手段对垢层进行物相结构及显微分析，以探讨水质稳定剂阻止或延缓碳酸钙、硫酸钙垢生成的机理。水质稳定剂吸附在生成的碳酸钙、硫酸钙等晶体的晶面或晶格点上，使晶体在生长过程中受到阻碍或产生畸变，破坏其成垢过程而达到阻垢缓蚀的目的。现场中试研究表明，向系统中投加YJ水质稳定剂后循环水的结垢与腐蚀趋势明显减弱，回用水的动态污垢热阻小于1×10-4 m2·h·c／kcal，污垢附着速度小于15mg／cm2·mon，废水的各项指标可满足循环用水指标的要求。采用电化学极化、Tafel曲线及交流阻抗法、恒电势法等研究了净化水回用对电解锌的影响。水质稳定剂吸附在电极／溶液界面从而增大金属锌离子还原过程的电化学极化，起到了细化晶粒，平滑锌沉积层的作用。水质稳定剂在一定程度上抑制了阴极副反应（析氢）的进行，有利于提高电解锌的电流效率。针对石灰中和净化水的深度净化问题研制了新型生物制剂B，提出并开发了“生物吸附—脱钙”深度处理新工艺。以城市生活污水厂的剩余活性污泥为主体，根据石灰中和净化水中金属离子的特性，通过添加调整因子H对其进行改性、调整，使其富含高效特异功能菌群，制得生物制剂B。优化了生物制剂B处理重金属废水的工艺条件，复配了深度净化-可控脱钙的生物制剂B和碳酸钠体系。生物制剂B对低浓度的铜、锌、镉离子具有较好的吸附能力，去除率分别达到96.47％，80％，90％，对铜离子表现出优先吸附。优化了生物制剂B脱除低浓度重金属离子及K2CO3废液和Na2CO3废液深度脱钙的扩试工艺条件，并进行了连续试验，深度净化水后出水重金属铜、铅、锌、镉、砷、镉离子浓度完全达到了《生活饮用水水源水质标准》（CJ3020—93），可实现100％回用或“零排放”。32m3／h石灰中和净化水深度处理的运行费用0.84元／m3，1000m3／h石灰中和净化水深度处理的运行费用0.53元／m3。建立了生物制剂B对重金属离子的吸附模型。在单一重金属体系中，生物制剂B对铜、锌、镉三种重金属离子的吸附符合Freundlich模型。采用Zeta电势表征了渣的沉降过程，生物制剂B和K2CO3废液体系处理石灰中和净化水时，加入PAM有助于渣的沉降，而生物制剂B和Na2CO3废液体系则无需加入PAM亦具同样好的沉降效果。采用XRD、m等现代测试手段分析了生物制剂B处理重金属离子及深度脱钙的机理。在废水中分别投加两种废液后沉降的主要晶体物质都是CaCO3，生物制剂B中存在有—C=O、—NH2、C=C或苯环双健，CH3—、CH2—及-C-O-键，由于吸附重金属离子以及废水碱性环境的作用，吸收峰强度和峰的位置发生了变化，表明生物制剂自身或其代谢产物可能与废水中的金属离子、钙离子发生了吸附、配合、沉淀或离子交换等作用。
范晨曦[5]（2008）在《大孔苯乙烯系螯合树脂对铅的吸附行为及其应用》文中认为论文研究了树脂吸附法处理K·D复盐起爆药生产废水中的铅离子,旨在为树脂吸附法在重金属废水处理技术中的应用提供理论指导与技术支持。通过对多种树脂的交换容量和吸附速率比较,选取大孔苯乙烯系螯合树脂D418作为吸附材料。静态吸附实验表明:树脂对铅离子的吸附平衡时间为10h;该吸附交换过程为吸热过程,树脂的铅吸附量随温度增加而增加,升温有利于吸附交换反应的进行;pH为4左右时吸附效果最佳;高浓度的钠盐对吸附的影响较大。通过动态吸附实验,考察了温度、流速等因素对吸附效果的影响,结果表明适宜条件为:流速6 BV/h,温度328 K。以3 mol/L的HNO3为解吸剂进行动态解吸实验,实验的适宜条件为:3 BV/h的流速、温度293 K,解吸剂最佳用量为5 BV。实验考察了流速和初始浓度对穿透曲线的影响,结果表明:随着流速和初始浓度的增加,穿透速度加快,树脂功能基团利用率下降,对铅的吸附交换率也随之下降。研究了铅离子在D418大孔离子交换树脂上的吸附交换过程。分别应用Langmuir模型、Freundlich模型对等温平衡吸附数据进行拟合,结果表明Langmuir模型更能准确反映该吸附交换过程。吸附热力学常数表明:铅离子在D418树脂上的吸附过程是自发（ΔG＜0）、吸热（ΔH＞0）、熵变为正值（ΔS＞0）的过程。对吸附动力学的数据进行拟合,结果表明为液膜扩散为D418树脂对pb2+吸附速率的主要控制步骤。红外光谱表明,树脂功能基团中的N和O原子与pb2+以配位键相结合,同时功能基团电离出的H+与pb2+发生了离子交换。
毛凌俊[6]（2015）在《氯化铁改性活性炭吸附Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）的性能研究》文中研究表明重金属废水是对环境污染最严重的工业废水之一,活性炭（GAC）吸附法是处理重金属废水的常用方法。为提高活性炭对重金属离子的吸附性能,本试验采用氯化铁溶液对活性炭进行改性,制备了氯化铁改性活性炭（Fe-GAC）。采用比表面积测定和孔容分析、扫描电镜分析、X射线衍射分析、傅里叶红外变换光谱分析以及Boehm官能团滴定等方法,对改性前后活性炭的表面理化性质进行表征。结果表明:Fe-GAC与GAC相比,比表面积与总孔容略有减小,平均孔径略有增加,Fe-GAC孔隙内壁附着了分散的团絮状的氧化铁颗粒;酸性含氧官能团（羧基、内酯基、酚羟基）的总量增加了15.1%,极性增强,有利于重金属离子的吸附。活性炭吸附性能的改变,由表面物理性质和化学性质所决定。本研究中,活性炭的化学性质的变化对吸附性能的提高起主导作用。以含Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）废水为处理对象,考察了吸附剂投加量、时间、pH值、初始浓度、反应温度对吸附性能的影响。结果表明:对于浓度为10mg/L的Cr（Ⅵ）溶液,Fe-GAC和GAC的最佳投加量为4g/L时,去除率分别为98.23%和78.32%,吸附平衡时间均为300min;对于浓度为10mg/L的Pb（Ⅱ）溶液,Fe-GAC和GAC的最佳投加量为2g/L时,去除率分别为82.89%和69.45%,吸附平衡时间分别为60min、180min。在pH值在410的范围内,吸附剂对Cr（Ⅵ）的去除率随着溶液pH值的增大而减少,对Pb（Ⅱ）的去除率随着溶液pH值的增大而增大。吸附剂对Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）的去除率均随着溶液初始浓度的增大而减小。在15℃到35℃范围内,随着温度的增加,吸附剂对水中Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）的去除率均略有增加,吸附反应属于吸热反应。应用处理试验结果表明,对于Cr6+浓度9.1mg/L实际电镀废水,吸附时间300min,投加量为4g/L的条件,出水水质能达到《电镀行业污染物排放标准》（GB21900-2008）表2中Cr6+排放标准（0.2mg/L）。根据吸附试验结果,从热力学与动力学两方面研究了其吸附机理及规律,结果表明:吸附剂对Cr（Ⅵ）和Pb（Ⅱ）的吸附过程与Langmuir吸附等温线方程拟合较好,相关系数R2值均在0.99以上;两种吸附剂对Cr（Ⅵ）和Pb（Ⅱ）的吸附反应与Lagergren准二级速率方程拟合较好,相关系数R2值都在0.99以上。
陈武[7]（2007）在《三维电极处理几种模拟有机废水研究》文中研究指明有机物是对水质和水生态环境影响最严重的污染物之一,有机物污染是目前全球水污染最典型的特征,它不仅带来了一系列的环境问题,还严重危害人们生活和身体健康。因此,有机废水的治理已经成为现阶段环境保护领域亟待解决的问题。三维电极处理有机废水有很高的电流效率和很好的水处理效果,但目前技术还不成熟,有很多问题有待解决,如对粒子电极及主电极的研究和优选、各项操作参数的优化还缺乏系统深入研究,对电化学反应历程、有机物降解的机理还没有统一认识等,因此,开展三维电极处理有机废水研究具有重要意义和价值。本论文主要研究了三维电极处理模拟有机废水的效果、降解有机物的机理、降解规律、降解反应过程动力学,同时还对三维电极与Fenton试剂法联用技术进行了研究。论文的主要研究内容和结果包括:1.三维电极处理模拟PAM废水的实验研究（1）为了研究三维电极的主电极和粒子电极,进行了去除模拟PAM废水COD效率对比实验及电镜扫描实验,结果表明,用不锈钢作三维电极的主电极对废水COD去除效率最高,不锈钢材料耐蚀性能最好;三维电极中填充的活性炭确实成了粒子电极。（2）通过研究影响三维电极去除废水中PAM各种因素发现,三维电极对PAM废水COD的去除效率受主电极材料、主电极间距、电解时间和电解电流等的显著影响;三维电极在最佳条件降解0.1%PAM模拟废水有很好的效果,废水COD值由初始的1120mg/L降低到96mg/L,COD去除率达到了91%,废水中PAM含量也由1000mg/L降低到47mg/L,三维电极降解0.1%PAM废水的动力学反应为二级。2.三维电极降解废水中PAM机理研究为了弄清三维电极降解PAM的机理,分析了处理后水样中不溶物的红外光谱及CO32-、HCO3-,并采用Ti（Ⅳ）-5-Br-PADAP法和比色法检测了处理后水样中的H2O2及·OH自由基,结果表明,不溶物是PAM发生分子内反应生成的环状酰亚胺结构产物;处理后水样中有HCO3-、H2O2和·OH,说明有PAM分子被彻底降解为CO2、H2O,不溶物和H2O2及·OH都是废水中PAM浓度和COD降低的原因。最后推导了·OH自由基降解PAM的可能反应历程。3、三维电极处理L-亮氨酸废水研究（1）研究了L-亮氨酸模拟废水COD与其降解率关系,结果表明,三维电极对1.0g/L的模拟废水中L-亮氨酸降解率越大,COD去除率也越大。（2）三维电极电位分布研究结果表明,反应器中电位分布是不均匀的,它受废水浓度、主电极材料、电解槽端电压等的显著影响,并且与COD去除率有关。（3）研究了各因素对三维电极处理L-亮氨酸模拟废水效率的影响。在由正交试验得到的填充活性炭和陶粒时三维电极处理1.0g/L L-亮氨酸模拟废水的最佳操作条件下,COD去除率分别为90%和88%。三维电极处理低浓度和高浓度L-亮氨酸废水时,降解反应分别为一级反应和零级反应。4、三维电极方法处理多组分氨基酸废水研究（1）三维电极处理多组分氨基酸废水规律研究表明,多组分氨基酸废水体系总降解率越大,其COD去除率也越大;各组分去除难度由大到小依次为:L-亮氨酸>L-酪氨酸>L-精氨酸>L-组氨酸>L-半胱氨酸;（2）处理多组分氨基酸混合废水实验表明,二组分混合时,L-亮氨酸与L-半胱氨酸或L-酪氨酸混合时的降解率为最高或最低,废水COD去除率相应的为最高或最低;三组分混合时,L-亮氨酸+L-酪氨酸+L-半胱氨酸混合废水总降解率（55%）、COD去除率（90%）都大于L-亮氨酸+L-酪氨酸+L-精氨酸混合废水总降解率（38%）和COD去除率（84%）;四、五组分氨基酸混合时,四组分总的降解率、COD去除率分别为51%、88%,均大于五组分总降解率47%、COD去除率86%;（3）分析了氨基酸的分子结构和·OH自由基与有机物反应的特点,结合氨基酸的前线轨道能隙值的大小,解释了不同氨基酸在相同条件下降解难易程度不同的原因。5、三维电极—Fenton试剂法联用技术研究研究了多种因素对三维电极—Fenton试剂法联用去除废水COD的影响,在最条件下,二者联用对模拟对苯二酚废水COD去除率达92%。在相同条件下,其处理废水效率高于Fenton法和三维电极法,对废水COD去除率分别为89%、53%和41%,说明三维电极—Fenton试剂法联用具有一定的可行性。6、三维电极处理废水可行性研究（1）三维电极分别静态处理含氨基酸和含聚合物实际废水,COD去除率分别为68%和83%;动态处理含聚合物实际废水,COD去除率达87%。（2）用三维电极静态处理含氨基酸或含聚合物实际废水最高电耗分别为9kW·h/ kgCOD和8kW·h/ kgCOD,时空产率都为3.0kgCOD/h·m3,法拉第电流效率大小分别为1375%和1450%;动态处理含聚合物实际废水最高电耗为12kW·h/ kgCOD,法拉第电流效率为1003%。废水的原始COD越高,法拉第电流效率就越高,最大电耗就越小。
刘艳艳[8]（2009）在《电解—电渗析联合工艺实现含铜废水资源化研究》文中指出本文提出并系统研究了电解-电渗析联合工艺处理含铜废水,目的是同时实现铜的回收和水资源的再利用。电解法适合于处理高浓度废水,优点是可以回收金属,缺点是出水水质差,不能达标排放;电渗析法适合处理低浓度废水,优点是出水淡水可以循环利用,缺点是浓水则需要进一步处理。电解-电渗析联合工艺正是结合了电解和电渗析的优点,同时克服了两者的缺点,实现了铜的回收和水的循环利用。本文以酸性镀铜废水为研究对象,对电解-电渗析联合工艺进行了探索研究。重点以电压、进水Cu2+浓度和进水流量为主要操作参数,研究不同的操作参数对处理效果的影响。处理效果指标主要针对回收铜的形态和出水水质。电解试验结果表明,动态电解更符合实际应用要求,而且运行电压越高,进水Cu2+浓度越高,进水流量越慢,处理效果越好;能耗随电压升高而升高,随进水浓度增高而降低,随进水流量增高而降低。但是高电压不经济,低流量没效率。同时由于有电渗析再后续处理,所以在能保证处理效果和能耗低的考虑下,该电解装置可针对500mg/L范围的高浓度含铜废水和电渗析浓缩废水,操作电压在22.5V,进水流量6L/h,铜的回收率可达90%以上,且纯度在99%以上,每回收一公斤铜电耗是27kW·h,针对市场上30120元/公斤的回收价格,该工艺回收的铜能带来很大经济收益。另外不同电流密度下回收铜的形态不同,高电流密度下可产生海绵铜粉,低电流密度下可生成薄铜箔片,可根据所需要的回收铜的形态改变操作条件。回收得到的金属铜可以将铜粉或铜箔出售给回收公司统一利用。电渗析试验结果表明,该电渗析装置可针对200mg/L以下的低浓度酸性镀铜废水,其中包括电解尾液,脱盐和浓缩效果都很好。脱盐效果随电压升高而提高,随进水Cu2+浓度增加而降低,过高或过低的进水流量都不利于脱盐;而浓缩效果随电压升高而提高,随进水浓度和进水流量变化不明显。经电渗析处理后,淡水出水在0.52mg/L范围内,电导率在200μs/cm以下,pH在34范围内,偏酸性。另外根据实际要求,可采取不同操作条件:如果出水要达标排放,可采用50V电压,适当调低流速,为26L/h;如果出水回用,淡水内Cu2+浓度只要在不同的回用用途范围内允许的情况下,可适当调高流速,高流速可以提高日处理废水量,提高工作效率。该工艺采取浓、淡水循环方式,提高了水回用率,可达75%93%。经电渗析后的浓缩水里富含大量铜离子,可以再进行电解回收,再一次实现了工艺互补,联合工艺做到了废水零排放。研究表明,该电解-电渗析联合工艺拓宽了不同进水浓度范围:不但可以处理低浓度含铜废水,还可以处理高浓度含铜废水,也可以二者同时进行处理。该工艺日处理量低,适合小型电镀厂,实现闭路循环,达到零排放。如果要提高日处理量,可适当增加电解槽数和电渗析段数。该工艺不但实现了废水处理的目标,而且无二次污染,同时还实现了铜和水资源循环利用,进一步对环境、经济、企业等带来了很大效益,真正做到了清洁生产。由于酸性镀铜废水相对来讲成分简单,而实际含铜废水是多种多样的,成分复杂,如何在电解过程中提高回收铜纯度和电解回收其他重金属是今后仍需研究的问题。
刘庆[9]（2009）在《类水滑石化合物的合成及处理含第一类重金属离子废水的试验研究》文中进行了进一步梳理随着电镀、制革、防腐和染料等工业的发展,人们向自然界排放的金属废弃物越来越多,特别是工业生产过程中产生的含铬、砷、镍、汞、镉、铅等重金属离子的废水造成了严重的环境污染。含重金属离子的废水对人体和环境造成的危害越来越严重,有效去除废水中重金属离子成为当前十分迫切的任务。而类水滑石化合物作为一种功能材料,其层板阳离子和层间阴离子具有可调控性,一定条件下可将多种金属阳离子及阴离子引入其结构中,并且可以通过在线合成类水滑石化合物消除第一类重金属离子造成的污染,同时得到类水滑石化合物,实现废物资源化利用。因此,利用类水滑石化合物的这一特性来处理含重金属离子的废水,具有重要的现实意义。本文合成了多种类水滑石化合物并分别用离线和在线的方法研究了类水滑石化合物对第一类重金属离子的吸附行为。论文主要包括以下几个方面的内容:第一部分概述了重金属离子的污染现状、常用的处理方法,类水滑石化合物的研究概况、结构组成、一般性能以及合成和表征方法,利用类水滑石化合物处理含重金属离子废水的优点和意义,以及本论文研究的内容及特点。第二部分介绍了类水滑石化合物的合成机理,以分析纯氢氧化钠、碳酸钠、硝酸镁、硝酸铝为原料,采用共沉淀法合成了镁铝类水滑石化合物,同时用红外光谱分析、X-射线衍射分析、比表面积分析以及差热-热重分析对合成的样品进行了表征。第三部分研究了焙烧后镁铝类水滑石化合物对废水中第一类重金属离子的吸附行为。配制含第一类重金属离子的模拟废水样,在一定的条件下做镁铝类水滑石化合物对模拟废水样中第一类重金属离子的静态吸附试验。在试验过程中,分别改变模拟废水样的初始浓度、pH值、吸附平衡时间、吸附温度等反应条件,探讨了影响镁铝类水滑石化合物对模拟废水样中第一类重金属离子吸附的主要因素,并对影响因素进行了分析评价。同时测定了吸附等温线,研究了吸附类型,探讨镁铝类水滑石化合物对模拟废水样中第一类重金属离子吸附的机理。第四部分研究了在线合成类水滑石化合物处理含第一类重金属离子废水的相关内容。以含第一类重金属离子废水做为处理对象,研究了在废水处理过程中利用在线合成类水滑石化合物消除污染,实现废物资源化的可行性。由于重金属离子在废水中的存在形式有两种,试验过程中分两种情况,考察了去除六种第一类重金属离子各个体系的终点pH值、配料中Mg2+/Al3+摩尔比值、反应时间以及废水中第一类重金属离子初始浓度对处理效果的影响,并且通过正交试验考察了以上各个因素对处理效果的综合影响。最后,借助X-射线衍射分析和红外光谱分析等手段,对试验过程中产生的固体样品进行了表征分析,通过类水滑石化合物的合成过程分析,研究了废水中第一类重金属离子的去除机理。
李克腾[10]（2019）在《海藻酸钠基复合吸附材料的制备及其吸附重金属离子的研究》文中研究表明近年来,随着现代工业的高速发展,重金属废水的污染问题逐渐引起人们的关注。重金属污染物难以控制,这种污染不但会对生态环境产生影响,而且还可通过食物链对人类健康构成严重威胁。因此,如何有效处理废水中的重金属离子已成为水处理领域研究的热点。本文以合成制备出绿色、高效、价格低廉的重金属离子废水吸附剂为目的,主要开展了以下工作:1、以海藻酸钠和三聚氰胺为原材料,通过一步合成法制备出了一种绿色环保的海藻酸钠-三聚氰胺（Alg-Mel）复合凝胶吸附剂,用于去除水中的Pb2+。实验结果表明,所制备的Alg-Mel对Pb2+具有较高的亲和力和选择性,在水溶液中对Pb2+的吸附率为95.4%,对Pb2+的最大吸附量达到287.7 mg/g,远高于大多数铅离子吸附剂的吸附量。此外,Alg-Mel吸附剂还具有较强的耐酸性和重复使用性,在环境水样中也保持较高的吸附性。Alg-Mel吸附剂具有原料成本低、合成工艺简单、吸附效率高、可循环利用等优点,在处理含铅废水方面具有很大的潜力。2、以海藻酸钠和聚乙烯亚胺为原材料,通过一步合成法成功制备出一种绿色环保且对Cu2+具有较大吸附容量的海藻酸钠-聚乙烯亚胺（Alg-PEI）复合气凝胶。实验结果表明,Alg-PEI对废水中的Cu2+,Zn2+,Co2+,Fe2+,Cr3+具有较好的吸附性,其中对于Cu2+具有选择性。对Cu2+的最大吸附容量高达241.4mg/g,超过大多数目前文献报道的Cu2+吸附剂的最大吸附量。此外,Alg-PEI经过简单的酸洗涤即可实现再生,循环吸附10次后,吸附性能保持稳定。这些特性表明,所制备的Alg-PEI在处理含Cu2+废水中具有广泛的应用前景。3、以海藻酸钠和聚乙烯亚胺为原材料,通过一步合成法制备出海藻酸钠-聚酰胺-胺（Alg-PAMAM）复合气凝胶吸附剂,Alg-PAMAM对水体中的Pb2+,Cr3+,Ba2+,Cd2+,Co2+,Cu2+,Zn2+都具有较好的吸附性,其中对Pb2+,Cr3+,Ba2+,Cd2+的吸附率分别为99.27%(Pb2+),98.68%(Cr3+),93.57%(Ba2+),86.68%(Cd2+),对铅离子的最大吸附容量可达501.1mg/g。在多种离子存在条件下,依然保持较高的吸附率。由此可以看出,该吸附剂对多种金属离子都具有优异的吸附能力,具有处理含有多种重金属离子共存的废水的能力。
二、电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告（论文提纲范文）
（2）难降解工业废水的微电解及生物处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 工业废水的化学处理方法 |
| 1.1.2 工业废水的生物处理 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 微电解技术的国内外研究现状 |
| 1.2.2 微电解与后续生物技术的联用 |
| 1.2.3 新型生物PVA技术的国内外研究现状 |
| 1.3 文献总结 |
| 1.4 主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 PVA凝胶小球 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 试验装置 |
| 2.3.1 连续微电解反应器流程及装置 |
| 2.3.2 厌氧反应器 |
| 2.3.3 SBR反应器 |
| 2.3.4 PVA厌氧反应器 |
| 2.3.5 PVA好氧装置 |
| 2.4 检测方法及试验仪器 |
| 2.4.1 检测方法 |
| 2.4.2 废水、污泥的性质及反应器运行参数的测定 |
| 2.4.3 微电解材料的性质测定 |
| 2.4.4 试验仪器及设备 |
| 3 铁碳微电解材料的制备以及性能测试 |
| 3.1 铁碳合成的初步探索试验 |
| 3.1.1 自制铁碳材料制备工艺的优化 |
| 3.1.2 单因素试验探讨铁碳的较佳配比 |
| 3.1.3 细化铁碳微电解材料的合成工艺 |
| 3.2 降低铁碳合成成本的研究 |
| 3.2.1 催化剂TiO_2含量的确定 |
| 3.2.2 粘合剂羧甲基纤维素含量的确定 |
| 3.2.3 铁碳比的确定 |
| 3.2.4 自制铁碳微电解材料的物理性质 |
| 3.3 对典型模拟染料废水的处理效果 |
| 3.4 处理典型的实际工业废水 |
| 3.5 铁碳微电解机理的简析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 印染废水连续铁碳微电解以及组合生物工艺的研究 |
| 4.1 连续铁碳微电解工艺 |
| 4.1.1 连续铁碳微电解装置 |
| 4.1.2 试验用水水质 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.1.4 反应器水力停留时间(HRT)对印染废水处理效果的影响 |
| 4.1.5 自制铁碳在连续应用中的效果 |
| 4.1.6 加碱后出水回流对废水处理效果的影响 |
| 4.1.7 铁泥的成分分析 |
| 4.1.8 连续处理过程所遇实际问题 |
| 4.1.9 连续微电解工艺的改进 |
| 4.2 铁碳微电解处理印染废水的动力学试验研究 |
| 4.2.1 利用速率方程确定反应级数 |
| 4.2.2 幂函数型动力学方程 |
| 4.2.3 铁碳微电解处理印染废水的动力学研究 |
| 4.3 印染废水连续铁碳微电解组合UASB-SBR工艺的研究 |
| 4.3.1 铁碳微电解反应器的运行 |
| 4.3.2 UASB对微电解出水的处理效果 |
| 4.3.3 单独UASB处理实际印染废水 |
| 4.3.4 SBR对UASB出水的处理效果 |
| 4.3.5 铁碳微电解-UASB-SBR对印染废水的处理效果 |
| 4.3.6 色度附图 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 铝碳微电解材料的制备及应用研究 |
| 5.1 铝碳微电解材料的制备方法 |
| 5.2 铝碳微电解材料的处理效果 |
| 5.2.1 烧杯试验 |
| 5.2.2 连续铝碳微电解工艺 |
| 5.3 铝碳微电解材料的制备 |
| 5.3.1 原料的选择 |
| 5.3.2 铝碳微电解材料烧结温度的优化 |
| 5.3.3 铝碳微电解材料制备过程的研究 |
| 5.3.4 数据的处理及分析 |
| 5.3.5 二次多项式模型的拟合与统计分析 |
| 5.3.6 验证实验 |
| 5.4 铝碳微电解处理印染废水的研究 |
| 5.4.1 初始pH对处理效果的影响 |
| 5.4.2 反应时间对处理效果的影响 |
| 5.4.3 铝碳微电解材料不同投加量对废水处理效果的影响 |
| 5.5 连续铝碳微电解工艺处理碱性废水的试验研究 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 生物PVA工艺与微电解在制药及印染废水的拓展研究 |
| 6.1 PVA厌氧反应器在制药废水中的研究 |
| 6.1.1 材料与方法 |
| 6.1.2 1#、2#和 3#UASB 运行效果 |
| 6.1.3 颗粒污泥的物理特性与微生物相特征 |
| 6.1.4 1#、2# 和 3#反应器内的颗粒污泥物理性能 |
| 6.1.5 微生物群落结构解析 |
| 6.2 PVA好氧工艺处理印染废水 |
| 6.2.1 进水pH对COD去除率的影响 |
| 6.2.2 溶解氧(DO)对COD去除率的影响 |
| 6.2.3 PVA好氧工艺对印染废水的处理测试 |
| 6.2.4 PVA好氧工艺处理印染废水的污泥减量效果 |
| 6.2.5 好氧PVA工艺处理印染废水污泥的微观分析 |
| 6.3 微电解工艺的改进以及与PVA工艺联用的研究 |
| 6.3.1 试验装置与方法 |
| 6.3.2 PAC、PAM投加量的确定 |
| 6.3.3 微电解进水pH值的影响 |
| 6.3.4 水力停留时间的优化 |
| 6.3.5 H_2O_2投加量的确定 |
| 6.3.6 连续处理系统对印染废水处理效果 |
| 6.3.7 微电解工艺与PVA好氧工艺联用处理实际印染废水 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1、攻读博士期间主持与参加的项目 |
| 2、攻读博士期间发表的文章 |
（3）重金属絮凝剂聚乙烯亚胺基黄原酸钠的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 论文研究意义 |
| 1.2 论文研究内容 |
| 1.3 论文创新点 |
| 1.4 文献综述 |
| 1.4.1 重金属废水处理方法 |
| 1.4.2 重金属废水处理剂 |
| 1.4.3 高分子重金属絮凝剂 |
| 1.5 论文主要相关理论 |
| 1.5.1 配位理论 |
| 1.5.2 絮凝理论 |
| 1.5.3 分形理论 |
| 2 改性聚乙烯亚胺絮凝剂 PEX 的制备与表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 材料 |
| 2.2.3 方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PEX 最佳制备条件的确定 |
| 2.3.2 PEX 制备环境的影响 |
| 2.3.3 PEX 结构表征 |
| 2.4 小结 |
| 3 PEX 溶液性质 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 材料 |
| 3.2.3 方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PEX 的基本性质 |
| 3.3.2 PEX 的溶解性 |
| 3.3.3 PEX 溶液的等电点 |
| 3.3.4 PEX 的稳定性 |
| 3.4 小结 |
| 4 PEX 去除浊度性能 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 仪器 |
| 4.2.2 材料 |
| 4.2.3 方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 高岭土悬浊液性质 |
| 4.3.2 初始浊度对 PEX 除浊性能影响 |
| 4.3.3 pH 值对 PEX 除浊性能影响 |
| 4.3.4 共存重金属离子对 PEX 除浊性能影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 PEX 去除单一重金属离子性能 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 仪器 |
| 5.2.2 材料 |
| 5.2.3 方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 PEX 除镍性能 |
| 5.3.2 PEX 除镉性能 |
| 5.3.3 PEX 除铅性能 |
| 5.3.4 PEX 除锌性能 |
| 5.3.5 PEX 除铜性能 |
| 5.3.6 PEX 除铬性能 |
| 5.3.7 絮体分形维数 |
| 5.4 小结 |
| 6 PEX 去除混合重金属离子性能 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 仪器 |
| 6.2.2 材料 |
| 6.2.3 方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 PEX 去除两种混合重金属离子性能 |
| 6.3.2 PEX 去除三种混合重金属离子性能 |
| 6.3.3 PEX 去除四种混合重金属离子性能 |
| 6.3.4 PEX 去除五种混合重金属离子性能 |
| 6.3.5 PEX 去除重金属离子的选择性 |
| 6.4 小结 |
| 7 重金属螯合絮体的性质 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 仪器 |
| 7.2.2 材料 |
| 7.2.3 方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 絮体稳定性 |
| 7.3.2 重金属回收 |
| 7.4 小结 |
| 8 PEX 制备中试及处理实际重金属废水 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 实验部分 |
| 8.2.1 仪器 |
| 8.2.2 材料 |
| 8.2.3 方法 |
| 8.3 结果与讨论 |
| 8.3.1 实验室 PEX 处理实际重金属废水 |
| 8.3.2 中试 PEX 处理重金属废水 |
| 8.3.3 技术分析 |
| 8.3.4 经济分析 |
| 8.4 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）有色重金属废水处理与循环利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属废水的来源及危害 |
| 1.3 重金属废水处理技术研究现状及发展趋势 |
| 1.3.1 化学法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.3.4 深度处理技术 |
| 1.4 重金属废水重复利用现状 |
| 1.5 研究思路与内容 |
| 1.5.1 技术思路 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 基于有色重金属废水循环利用的中和-配合-回流新工艺研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 典型有色冶炼重金属废水的特点 |
| 2.3 配合-回流技术路线 |
| 2.4 试验研究方法 |
| 2.4.1 试验与分析方法 |
| 2.4.2 试验材料 |
| 2.5 中和-配合-回流工艺研究 |
| 2.5.1 pH值对水处理效果的影响 |
| 2.5.2 配合剂用量对水处理效果的影响 |
| 2.5.3 中和渣回流的可行性研究 |
| 2.5.4 配合-回流工艺研究 |
| 2.5.5 配合-回流过程动力学分析 |
| 2.5.6 沉降渣的特征研究 |
| 2.6 中和-配合-回流工艺现场中试 |
| 2.7 小结 |
| 第三章 水质稳定剂的分子设计与阻垢缓蚀机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 净化水循环过程中钙离子浓度与盐度的变化规律 |
| 3.2.1 净化水循环过程中钙离子浓度的变化 |
| 3.2.2 净化水循环过程中盐度的变化规律 |
| 3.3 水质稳定剂分子设计与构效关系研究 |
| 3.3.1 水质稳定剂分子设计思路 |
| 3.3.2 水质稳定剂研制的关键技术 |
| 3.4 水质稳定剂的阻垢缓蚀性能研究 |
| 3.4.1 静态快速阻垢实验研究 |
| 3.4.2 动态阻垢实验研究 |
| 3.4.3 水质稳定剂的缓蚀性能 |
| 3.4.4 YJ水质稳定剂对垢层影响的显微分析 |
| 3.5 现场中试 |
| 3.5.1 试验流程与相关参数 |
| 3.5.2 试验结果与分析 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 净化水回用系统水质稳定剂对工业电解锌沉积电化学行为的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验研究方法 |
| 4.3 水质稳定剂对工业电解锌沉积电化学行为的影响研究 |
| 4.3.1 锌电极在含有水质稳定剂的ZnSO_4溶液中的阴极极化行为 |
| 4.3.2 锌电极在含有水质稳定剂的Na_2SO_4溶液中的阴极极化行为 |
| 4.3.3 水质稳定剂对电解锌过程的塔菲尔斜率的影响 |
| 4.3.4 电解锌时锌还原反应的电化学阻抗 |
| 4.3.5 锌电极在含有水质稳定剂的ZnSO_4溶液中的恒电位极化行为 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 生物制剂B深度处理石灰中和净化水的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物制剂B的研制 |
| 5.3 生物制剂B处理重金属离子的研究 |
| 5.3.1 实验研究方法 |
| 5.3.2 重金属离子去除工艺参数优化 |
| 5.4 石灰中和净化水中高含量钙离子的去除研究 |
| 5.4.1 实验研究方法 |
| 5.4.2 碳酸钠与生物制剂B复配体系对钙离子去除的影响 |
| 5.4.3 湘氮厂碳酸钠母液对水处理效果的影响研究 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 生物制剂B深度处理石灰中和净化水的扩试研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 现场扩大试验方案 |
| 6.2.1 扩试目标 |
| 6.2.2 扩试规模及参数 |
| 6.2.3 扩试工艺 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 扩大试验工艺参数的优化 |
| 6.3.1 K_2CO_3废液试验研究 |
| 6.3.2 Na_2CO_3废液试验研究 |
| 6.4 连续试验 |
| 6.5 工程概算与效益分析 |
| 6.5.1 32m~3/h工程概算 |
| 6.5.2 1000m~3/h工程概算 |
| 6.5.3 预期效益分析 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 生物制剂B深度处理石灰中和净化水机理研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 生物制剂B对重金属离子的吸附模型 |
| 7.3 生物制剂B吸附重金属前后特征基团的变化 |
| 7.4 生物制剂B与废液复合系统作用机理 |
| 7.4.1 反应过程中Zeta电位的变化 |
| 7.4.2 反应产物的物相结构 |
| 7.4.3 生物制剂B反应前后特征基团的变化 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录: 攻读博士学位期间主要成果目录 |
| 致谢 |
（5）大孔苯乙烯系螯合树脂对铅的吸附行为及其应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 离子交换树脂在重金属废水处理中的应用 |
| 1.1.1 离子交换树脂法处理含镍废水 |
| 1.1.2 离子交换树脂法处理含铬废水 |
| 1.1.3 离子交换树脂法处理含镉废水 |
| 1.1.4 离子交换树脂法处理其他重金属废水 |
| 1.1.5 应用实例 |
| 1.2 离子交换树脂在含铅废水处理中的应用 |
| 1.2.1 含铅废水的来源与危害 |
| 1.2.2 含铅废水的处理技术 |
| 1.2.3 离子交换树脂处理含铅废水研究进展 |
| 1.2.4 小结 |
| 1.3 离子交换树脂 |
| 1.3.1 离子交换树脂概述 |
| 1.3.2 离子交换树脂分类 |
| 1.3.3 离子交换树脂的作用 |
| 1.4 本文工作 |
| 1.4.1 本课题的意义和目的 |
| 1.4.2 研究原则与内容 |
| 2 D418树脂吸附—解吸铅离子的实验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器与材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 树脂的预处理 |
| 2.3.2 树脂筛选实验 |
| 2.3.3 静态吸附实验 |
| 2.3.4 动态吸附—解吸实验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 树脂筛选实验结果 |
| 2.4.2 树脂静态吸附实验 |
| 2.4.3 静态解吸与重复使用性 |
| 2.4.4 动态吸附实验结果 |
| 2.4.5 动态解吸实验 |
| 2.5 小结 |
| 3 D418树脂对铅离子吸附性能的理论研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.1.1 D418树脂简介 |
| 3.1.2 静态吸附交换中的基本理论 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 D418树脂的等温吸附行为 |
| 3.3.2 吸附过程热力学分析 |
| 3.3.3 吸附过程动力学分析 |
| 3.3.4 D418树脂吸附Pb~(2+)的红外光谱分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 D418树脂对铅离子吸附过程的穿透曲线 |
| 4.1 引言 |
| 4.1.1 穿透曲线 |
| 4.1.2 影响穿透曲线的因素 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 流速对穿透曲线的影响 |
| 4.4.2 初始浓度对穿透曲线的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（6）氯化铁改性活性炭吸附Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 重金属废水的来源与危害 |
| 1.2.1 重金属废水的来源及危害 |
| 1.2.2 含铬废水的来源及危害 |
| 1.2.3 含铅废水的来源及危害 |
| 1.3 重金属废水处理研究现状及进展 |
| 1.3.1 物理处理法 |
| 1.3.2 化学处理法 |
| 1.3.3 生物处理法 |
| 1.3.4 含铬废水处理技术 |
| 1.3.5 含铅废水处理技术 |
| 1.3.6 重金属废水处理的新技术 |
| 1.4 活性炭概述 |
| 1.4.1 活性炭的微观物理结构特性 |
| 1.4.2 活性炭的表面化学结构特性 |
| 1.4.3 活性炭的物理化学吸附机理 |
| 1.5 活性炭的改性研究 |
| 1.5.1 活性炭的表面物理改性 |
| 1.5.2 活性炭的表面化学改性 |
| 1.6 研究的目的、意义和内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 研究的内容 |
| 第二章 改性活性炭的制备及表面理化性质分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料与试剂 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.1.3 氯化铁改性活性炭的制备方法 |
| 2.1.4 活性炭的表征方法 |
| 2.2 结果及分析 |
| 2.2.1 比表面积、孔容及孔径测定结果 |
| 2.2.2 SEM电镜扫描结果分析 |
| 2.2.3 X射线衍射结果分析 |
| 2.2.4 傅里叶变换红外光谱结果分析 |
| 2.2.5 Boehm滴定结果分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 氯化铁改性活性炭吸附Cr(Ⅵ)的试验研究 |
| 3.1 试验与分析方法 |
| 3.1.1 铬离子溶液的配置 |
| 3.1.2 分析方法 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 吸附时间对吸附性能的影响 |
| 3.2.2 投加量对吸附性能的影响 |
| 3.2.3 pH值对吸附性能的影响 |
| 3.2.4 温度对吸附性能的影响 |
| 3.2.5 初始浓度对吸附性能的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 氯化铁改性活性炭吸附Pb(Ⅱ)的试验研究 |
| 4.1 试验与分析方法 |
| 4.1.1 铅离子溶液的配置 |
| 4.1.2 分析方法 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 吸附时间对吸附性能的影响 |
| 4.2.2 投加量对吸附性能的影响 |
| 4.2.3 pH值对吸附性能的影响 |
| 4.2.4 温度对吸附性能的影响 |
| 4.2.5 初始浓度对吸附性能的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 电镀废水的应用处理试验 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 吸附过程及机理的初步探究 |
| 6.1 吸附热力学分析 |
| 6.1.1 吸附等温线方程基础理论 |
| 6.1.2 吸附Cr(Ⅵ)等温线拟合 |
| 6.1.3 吸附Pb(Ⅱ)等温线拟合 |
| 6.2 吸附动力学分析 |
| 6.2.1 吸附动力学基础理论 |
| 6.2.2 吸附Cr（Ⅵ）动力学分析 |
| 6.2.3 吸附Pb（Ⅱ）动力学分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（7）三维电极处理几种模拟有机废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含聚丙烯酰胺废水来源、性质及处理现状 |
| 1.3 含氨基酸废水来源、性质及处理现状 |
| 1.4 三维电极研究概况 |
| 1.5 本研究工作的目的、意义 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 2 三维电极处理模拟PAM 废水的实验研究 |
| 2.1 三维电极基本结构 |
| 2.2 主要实验器材及方法 |
| 2.3 校核实验 |
| 2.4 PAM 含量测定标准曲线 |
| 2.5 模拟废水处理前后PAM 含量与COD 及废水粘度关系 |
| 2.6 三维电极电化学反应器主电极研究 |
| 2.7 三维电极电化学反应器粒子电极的研究 |
| 2.8 三维电极处理PAM 废水的规律研究 |
| 2.9 正交试验确立三维电极最佳工作参数 |
| 2.10 影响三维电极的其它参数 |
| 2.11 三维电极最佳运行条件下的处理效果 |
| 2.12 三维电极降解0.1%PAM 模拟废水动力学研究 |
| 2.13 本章小结 |
| 3 三维电极降解废水中PAM 机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 废水 pH 随电解时间和 COD 去除的变化规律 |
| 3.3 废水电导率随电解时间变化规律 |
| 3.4 电解后水样中CO_3~(2-)和HCO_3~-的检测 |
| 3.5 三维电极处理后水样中不溶物产生原因及结构分析 |
| 3.6 三维电极电解过程中活性中间体H_2O_2 的研究 |
| 3.7 电解过程中活性中间体·OH 的研究 |
| 3.8 电解水样中H_2O_2 与·OH 关系 |
| 3.9 三维电解体系中产生H_2O_2 和·OH 的机制探讨 |
| 3.10 活性物质降解PAM 机理探讨 |
| 3.11 本章小结 |
| 4 三维电极处理L-亮氨酸废水研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.3 COD 去除率和处理前后氨基酸降解率的关系研究 |
| 4.4 三维电极电化学反应器中电极电位分布研究 |
| 4.5 填充不同粒子的三维电极处理L-亮氨酸废水对比研究 |
| 4.6 三维电极处理模拟L-亮氨酸废水最佳运行条件的确定 |
| 4.7 三维电极方法处理氨基酸废水反应动力学研究 |
| 4.8 三维电极方法处理氨基酸废水机理研究 |
| 4.9 本章小结 |
| 5 三维电极方法处理多组分氨基酸废水研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 混合氨基酸的定量测定方法 |
| 5.3 三维电极处理两组分氨基酸废水体系研究 |
| 5.4 三维电极处理多组分氨基酸废水规律研究 |
| 5.5 三维电极方法降解氨基酸难易程度分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 三维电极—Fenton 试剂法联用技术研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验原理与方法 |
| 6.3 实验水样 |
| 6.4 影响三维电极—Fenton 试剂法联用效率的因素研究 |
| 6.5 正交试验 |
| 6.6 三维电极—Fenton 试剂联用与三维电极法及 Fenton 法的对比 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 三维电极处理废水可行性研究 |
| 7.1 实际废水处理 |
| 7.2 能效分析 |
| 7.3 实际应用 |
| 7.4 原因分析及改进措施 |
| 7.5 可行性分析 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 存在问题及展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录一 攻读学位期间发表的论文、获得奖励 |
| 附录二 略缩语 |
（8）电解—电渗析联合工艺实现含铜废水资源化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 0 前言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水污染现状 |
| 1.2 重金属废水的来源与性质 |
| 1.2.1 电镀废水的来源 |
| 1.2.2 电镀废水的性质 |
| 1.2.3 电镀废水的分类 |
| 1.3 重金属废水的危害 |
| 1.4 重金属废水处理方法 |
| 1.4.1 化学法 |
| 1.4.2 物理化学法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.4.4 联合工艺 |
| 1.5 铜回收与废水重复利用现状 |
| 1.5.1 铜资源回收现状 |
| 1.5.2 废水重复利用现状 |
| 1.6 本课题研究思路与内容 |
| 1.6.1 研究思路 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 试验研究方法 |
| 2.1 试验试剂与仪器 |
| 2.2 试验分析方法 |
| 2.3 试验研究方法 |
| 2.3.1 电解法控制条件 |
| 2.3.2 电渗析控制条件 |
| 2.4 试验方案的设计 |
| 3 电解回收铜试验 |
| 3.1 静态电解试验 |
| 3.2 动态电解试验 |
| 3.2.1 槽电压的影响 |
| 3.2.2 进水Cu~(2+)浓度的影响 |
| 3.2.3 进水流量的影响 |
| 3.3 回收铜形貌分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电渗析处理含铜废水试验 |
| 4.1 离子交换膜的选择 |
| 4.2 膜堆电压的影响 |
| 4.3 进水Cu~(2+)浓度的影响 |
| 4.4 进水流量的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 电解-电渗析联合技术处理含铜废水试验 |
| 5.1 电解-电渗析联合处理低浓度含铜废水试验 |
| 5.2 电解-电渗析联合处理高浓度含铜废水试验 |
| 5.3 电解-电渗析联合技术同时处理低、高浓度含铜废水试验 |
| 5.4 效益分析 |
| 5.4.1 经济效益 |
| 5.4.2 社会效益分析 |
| 5.4.3 环境效益分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（9）类水滑石化合物的合成及处理含第一类重金属离子废水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 含重金属离子废水的污染现状 |
| 1.2 含重金属离子废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 电解法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.2.5 生物处理法 |
| 1.3 类水滑石化合物(HTLcs)的研究概况 |
| 1.4 类水滑石化合物(HTLcs)的结构与性能 |
| 1.4.1 HTLcs 的结构组成 |
| 1.4.2 HTLcs 的性能 |
| 1.4.2.1 结构的可调控性 |
| 1.4.2.2 酸碱性质 |
| 1.4.2.3 记忆效应 |
| 1.4.2.4 热稳定性 |
| 1.4.2.5 红外吸收性能 |
| 1.4.2.6 紫外阻隔性能 |
| 1.4.2.7 阻燃性能 |
| 1.5 类水滑石化合物(HTLcs)的合成方法 |
| 1.5.1 共沉淀法 |
| 1.5.2 水热合成法 |
| 1.5.3 离子交换法 |
| 1.5.4 焙烧复原法 |
| 1.6 类水滑石化合物(HTLcs)的分析表征方法 |
| 1.6.1 X-射线衍射分析(XRD) |
| 1.6.2 红外光谱法分析(FT-IR) |
| 1.6.3 热重-差热分析(TG-DTA) |
| 1.7 论文工作思想和主要内容 |
| 1.7.1 论文选题的目的和意义 |
| 1.7.2 论文研究的主要内容 |
| 1.7.3 论文的研究路线图 |
| 第二章 镁铝类水滑石化合物(Mg/Al-HTLcs)的合成与表征 |
| 2.1 共沉淀法制备镁铝类水滑石化合物(Mg/Al-HTLcs) |
| 2.1.1 试验药品与仪器 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.2 镁铝类水滑石化合物(Mg/Al-HTLcs)的表征结果与讨论 |
| 2.2.1 Mg/Al-HTLcs 的IR 分析 |
| 2.2.2 Mg/Al-HTLcs 的BET 分析 |
| 2.2.3 Mg/Al-HTLcs 的TG-DTA 分析 |
| 2.2.4 Mg/Al-HTLcs 的XRD 分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 焙烧后镁铝类水滑石化合物（Mg/Al-HTLcs）吸附第一类重金属离子的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验仪器 |
| 3.2.2 试验药品 |
| 3.2.3 测试方法 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 pH 值对吸附重金属离子的影响 |
| 3.3.2 吸附等温线 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 在线合成类水滑石化合物(HTLcs)处理含第一类重金属离子废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验部分 |
| 4.2.1 试验药品 |
| 4.2.2 试验仪器与设备 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 试验方法 |
| 4.3 在线合成类水滑石化合物(HTLcs)处理以阴离子形式存在的重金属离子 |
| 4.3.1 试验影响因素的考察 |
| 4.3.1.1 温度对去除效果的影响 |
| 4.3.1.2 金属离子初始浓度对去除效果的影响 |
| 4.3.1.3 Mg~(2+)/Al~(3+)比值对去除效果的影响 |
| 4.3.1.4 pH 值对去除效果的影响 |
| 4.3.2 正交试验的结果与讨论 |
| 4.3.2.1 正交试验的因素和水平 |
| 4.3.2.2 正交试验的方案和结果 |
| 4.3.2.3 极差分析 |
| 4.3.2.4 正交试验结果讨论 |
| 4.4 在线合成类水滑石化合物(HTLcs)处理以阳离子形式存在的重金属离子 |
| 4.4.1 试验影响因素的考察 |
| 4.4.1.1 温度对去除效果的影响 |
| 4.4.1.2 金属离子初始浓度对去除效果的影响 |
| 4.4.1.3 Mg~(2+)/Al~(3+)比值对去除效果的影响 |
| 4.4.1.4 pH 值对去除效果的影响 |
| 4.4.2 正交试验的结果与讨论 |
| 4.4.2.1 正交试验的因素和水平 |
| 4.4.2.2 正交试验的方案和结果 |
| 4.4.2.3 极差分析 |
| 4.4.2.4 正交试验结果讨论 |
| 4.5 试验机理探讨 |
| 4.5.1 固体样品的表征 |
| 4.5.1.1 样品的IR 分析 |
| 4.5.1.2 样品的XRD 分析 |
| 4.5.2 合成机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录：攻读硕士学位期间发表的学术论文及获奖情况 |
（10）海藻酸钠基复合吸附材料的制备及其吸附重金属离子的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 废水中重金属离子的来源与危害 |
| 第二节 重金属废水的常用处理技术 |
| 1.2.1 离子交换法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 第三节 本论文研究思路 |
| 第二章 海藻酸钠-三聚氰胺复合吸附剂的制备及其吸附性能研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 实验内容 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 药品与材料 |
| 2.2.3 Alg-Mel吸附剂的制备 |
| 2.2.4 实验中的吸附与解吸过程 |
| 第三节 结果和讨论 |
| 2.3.1 Alg-Mel的表征 |
| 2.3.2 溶液pH对吸附实验的影响 |
| 2.3.3 吸附时间和温度对吸附实验的影响 |
| 2.3.4 吸附能力和选择性 |
| 2.3.5 吸附剂对Pb2+最大吸附容量的探究 |
| 2.3.6 吸附剂对Pb2+吸附机理的探究 |
| 2.3.7 吸附剂的循环与再生 |
| 第四节 结论 |
| 第三章 海藻酸钠-聚乙烯亚胺复合吸附剂的制备及吸附性能研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 实验内容 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 药品与材料 |
| 3.2.3 Alg-PEI吸附剂的制备 |
| 3.2.4 实验中的吸附与解吸过程 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 3.3.1 Alg-PEI的表征 |
| 3.3.2 吸附时间对吸附实验的影响 |
| 3.3.3 溶液pH对吸附实验的影响 |
| 3.3.4 吸附温度对吸附实验的影响 |
| 3.3.5 吸附能力和选择性 |
| 3.3.6 吸附剂对Cu2+最大吸附容量的探究 |
| 3.3.7 吸附剂对Cu2+吸附机理的探究 |
| 3.3.8 吸附剂的循环与再生 |
| 第四节 结论 |
| 第四章 海藻酸钠-聚酰胺-胺型复合吸附剂的制备及其吸附性能研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 实验内容 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 药品与材料 |
| 4.2.3 Alg-PAMAM的制备 |
| 4.2.4 实验中的吸附与解吸过程 |
| 第三节 结果和讨论 |
| 4.3.1 Alg-PAMAM的表征 |
| 4.3.2 吸附时间对吸附实验的影响 |
| 4.3.3 溶液pH对吸附实验的影响 |
| 4.3.4 吸附温度对吸附实验的影响 |
| 4.3.5 吸附能力和选择性 |
| 4.3.6 吸附剂对Pb2+的最大吸附容量探究 |
| 4.3.7 吸附剂对Pb2+的吸附机理探究 |
| 4.3.8 吸附剂的循环与再生 |
| 第四节 结论 |
| 第五章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 ：读研期间科研情况 |
四、电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告（论文参考文献）
- [1]电解处理含铬含铅废水混合液(静态)试验报告[J]. 北京铁路局卫生防疫站,铁三院站场设备总队. 铁路标准设计通讯, 1976(09)
- [2]难降解工业废水的微电解及生物处理技术研究[D]. 王毅博. 西安理工大学, 2018(11)
- [3]重金属絮凝剂聚乙烯亚胺基黄原酸钠的制备及性能研究[D]. 王刚. 兰州交通大学, 2013(02)
- [4]有色重金属废水处理与循环利用研究[D]. 罗胜联. 中南大学, 2006(01)
- [5]大孔苯乙烯系螯合树脂对铅的吸附行为及其应用[D]. 范晨曦. 南京理工大学, 2008(11)
- [6]氯化铁改性活性炭吸附Cr（Ⅵ）、Pb（Ⅱ）的性能研究[D]. 毛凌俊. 浙江工业大学, 2015(04)
- [7]三维电极处理几种模拟有机废水研究[D]. 陈武. 华中科技大学, 2007(05)
- [8]电解—电渗析联合工艺实现含铜废水资源化研究[D]. 刘艳艳. 中国海洋大学, 2009(11)
- [9]类水滑石化合物的合成及处理含第一类重金属离子废水的试验研究[D]. 刘庆. 济南大学, 2009(S2)
- [10]海藻酸钠基复合吸附材料的制备及其吸附重金属离子的研究[D]. 李克腾. 安庆师范大学, 2019(01)