一、电化学法处理水中腐殖酸的研究（论文文献综述）
肖妍[1]（2021）在《混凝沉淀法去除水中Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的效能及基质影响研究》文中认为锑（Sb）是砷的同族元素,性质与砷相似,可通过呼吸道、消化道及皮肤接触等途径进入人体导致锑中毒。随着锑及其化合物的广泛应用,锑对环境的污染也日渐严重。环境中的锑通过自然循环作用可能进入天然水体,破坏生态环境的同时给居民健康带来隐患,众多国家将锑列为优先控制污染物。中国的锑储量和产量位居世界首位,近年来锑污染事件频发,如何高效地去除受污染水体中的锑,已成为我国亟需解决的环境问题之一。世界各国针对锑的去除已经进行了大量研究,但目前的除锑技术尚不成熟。混凝沉淀法被广泛地应用于实际水处理中,处理效果好且运行成本低。本文研究了两种新型混凝剂—锆盐、钛盐在不同溶液条件下对无机Sb（Ⅲ）、有机Sb（Ⅲ）及Sb（Ⅴ）的去除效能,并与传统混凝剂铝盐、铁盐进行了对比分析。取得的主要研究成果如下:（1）确定了不同混凝剂对无机Sb（Ⅲ）、有机Sb（Ⅲ）以及Sb（Ⅴ）的去除效能。在p H=4～10时以四种混凝剂分别去除三种不同形态的锑,研究发现相较于碱性条件,酸性条件下各混凝剂的除锑效果较好。以中国的饮用水锑限值（5μg/L）作为标准,对Sb（Ⅲ）的去除,无论无机或有机形态,四氯化锆、三氯化铁、四氯化钛在一定条件下均可将200μg/L的Sb（Ⅲ）降至5μg/L以下。四氯化锆、三氯化铁、四氯化钛去除Sb（Ⅲ）的二级反应速率常数分别为:0.004（μg/L）-1min-1、0.0036（μg/L）-1min-1、0.002（μg/L）-1min-1。对Sb（Ⅴ）的去除,四氯化锆和四氯化钛的除锑效果较好,三氯化铁和三氯化铝的去除效果不理想。四氯化锆、三氯化铁、四氯化钛去除Sb（Ⅴ）的二级反应速率常数分别为:0.0003（μg/L）-1min-1、0.0001（μg/L）-1min-1、0.0533（μg/L）-1min-1。Langmuir吸附等温方程能较好的拟合Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的混凝去除过程,通过比较拟合的Langmuir吸附常数,可知四氯化锆水解产物对Sb（Ⅲ）的吸附亲和力最强,四氯化钛水解产物对Sb（Ⅲ）的吸附亲和力最弱;三氯化铁水解产物对Sb（Ⅴ）的吸附亲和力最强,四氯化钛水解产物对Sb（Ⅴ）的吸附亲和力最弱。（2）根据各混凝剂对不同形态锑的去除效果,发现不同形态锑的去除难易程度不同。相较于Sb（Ⅴ）,Sb（Ⅲ）更易被去除,且有机Sb（Ⅲ）比无机Sb（Ⅲ）容易去除。有机Sb（Ⅲ）与混凝剂之间除了电中和吸附作用,还可能有络合作用,从而提高了锑的吸附量。而Sb（Ⅴ）在p H为4～10时,主要以负电离子Sb（OH）6-的形式存在,使得混凝体系中的负电荷增多,Zeta电位下降,混凝剂胶体颗粒间静电斥力增强,颗粒之间聚集成长较为困难,导致混凝剂水解沉淀物提供给锑的吸附结合位数减少,致使锑的吸附量减小。（3）确定了水中主要基质对各混凝剂除锑效能的影响。磷酸盐、硅酸盐、硫酸盐以及腐殖酸的存在对各混凝剂去除锑的效能均有抑制作用。对比Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的去除过程,发现混凝去除Sb（Ⅴ）的过程受到基质的影响较大。四种基质中,腐殖酸对混凝除锑效能的影响最大,其影响混凝除锑过程的途径有以下几种:增加混凝体系的负电荷量、与锑在金属沉淀物表面竞争吸附、与沉淀物表面发生络合反应改变其表面性质、干扰混凝剂水解过程等。在基质的影响下,各混凝剂的除锑能力呈现不同的变化情况。当有水体基质存在时,相较于其他混凝剂,四氯化锆对锑的去除效果最好,除锑过程受基质的影响最小。
谢莉[2]（2021）在《电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究》文中认为近年来,国家出台了一系列更加严格的工业废水处理政策、标准,要求废水处理逐步达到“零排放”目标。焦化废水作为一类典型的难生物降解处理的工业废水,具有高有机负荷、高盐分和高毒性的特点。经过常规二级生化处理后,出水中仍含有大量有毒有害、难降解有机污染物,悬浮物、色度、含盐量仍然较高,需进行深度处理降低水体中污染物浓度。高级氧化技术是可行的方法,其中电催化氧化因其无需另加氧化剂,可充分利用电解液中的高盐组分,仅利用电能,通过直接氧化和间接氧化即可降解废水中有机物,作为一种绿色环保的高级氧化技术而引人注目。本课题首先采用电催化氧化—活性炭吸附深度处理焦化废水生化出水,探索组合工艺去除难降解有机物规律;然后利用紫外光诱导高盐产生氯自由基强化电催化性能,从技术和经济两方面比较强化前后的优劣。主要内容及结果如下:电催化氧化—活性炭吸附处理焦化废水生化出水的性能和机理研究。阳极选用已商业化应用的Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨电流密度、极板数量、极板间距等影响因素对电催化氧化焦化废水生化出水的影响。结果表明,焦化废水生化出水COD为137mg/L,TOC为57mg/L时,当极板数量为两对,间距为1.8cm,电流密度为20m A/cm2,反应6h时,电催化出水COD去除率可达99.7%,TOC去除率为47.9%。相较于椰壳炭,比表面积大的煤质炭对电催化处理出水吸附效果更好。当煤质炭投加量为20g/L,反应120min时,出水TOC为18.2mg/L,总TOC去除率可达67.9%。煤质炭吸附废水中有机污染物的过程更符合拟二级动力学模型,粒内扩散模型反映该吸附是一个复杂的过程。三维荧光光谱表明,电催化能氧化分解生化出水中部分类腐殖酸物质,活性炭吸附可进一步去除残留的类腐殖酸物质。为提升处理效率和降低能耗,研究采用紫外氯强化电催化处理焦化废水生化出水的性能和机理。阳极选用Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为170mg/L,TOC为65mg/L,色度为717倍的条件下,当电流密度为10m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,COD、TOC和色度去除率分别可达95.8%、77.2%和94.0%,COD、TOC降解速率常数分别为1.85×10-2min-1和1.16×10-2min-1。机理和性能研究的结果表明:在紫外光的辐射下,电化学氧化产生的HCl O形成高氧化活性的氯自由基的间接氧化在降解有机污染物时发挥了主要作用;紫外氯强化电催化过程相较于单独的电解过程可以产生具有高氧化性的活性氯自由基,与电化学氧化自身的活性氧自由基协同作用,能够更有效地氧化去除废水中的类腐殖酸物质;相较于电催化,紫外氯强化电催化降解TOC的速率常数提高了约3.1倍,表明紫外氯强化电催化的处理效率远高于电催化;紫外氯强化电催化的处理能耗为41.56k W·h/m3和0.83k W·h/g TOC,低于大部分含盐废水处理工艺,表明其具有作为焦化废水深度处理工艺的经济可行性。为验证DSA（Dimension stable anode,形稳性阳极）在紫外氯强化电催化处理高盐焦化废水生化出水的应用中具有普适性,选取DSA—Ti/Ir O2、Ti/Ir O2-Ta2O5电极作为阳极,采用紫外氯强化DSA电极电催化处理焦化废水生化出水。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化DSA电极电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为175mg/L,TOC为83mg/L,色度为1120倍的条件下。当电流密度为5m A/cm2,极板间距为9cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别可达97.8%、86.2%和94.8%,COD、TOC降解速率常数分别为2.1×10-2min-1和1.09×10-2min-1;当电流密度为20m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2-Ta2O5阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别高达99.2%、87.2%和96.4%,COD、TOC降解速率常数分别为2.64×10-2min-1和1.15×10-2min-1。性能研究结果表明:相较于DSA电极电催化,紫外氯强化DSA电极电催化具有高处理效率;紫外氯强化DSA电极电催化处理能耗均低于大部分含盐废水处理工艺,验证了其作为焦化废水深度处理工艺的低能耗优势。
王旭[3]（2021）在《二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究》文中研究说明药物活性化合物（PhACs）作为一类新兴有机污染物已经在全球范围内的自然水环境中被检测出,由于其具有强毒性、广泛存在性、易生物富集性等特点,从而引起广泛关注。污水处理厂出水被公认是自然水环境中PhACs的重要来源之一,原因是传统污水处理工艺对PhACs的去除效果较差,因此,探索能进一步有效去除污水处理厂出水中PhACs的技术方法成为该领域的热点课题。电催化氧化技术因其具有操作简单、工艺条件温和、无二次污染等优点被视为“环境友好”技术,在处理PhACs方面备受关注,然而由于PhACs种类繁多,电催化氧化技术处理PhACs的研究有限,因此需要有更多针对该技术处理不同PhACs的研究。本研究以安替比林作为目标污染物,考察了二维电极电催化氧化降解安替比林的效果及影响去除率的因素,为了提高安替比林的去除效果,进一步选用三维电极电催化氧化降解安替比林,并对第三极γ-Al2O3粒子进行改性,最终实现了安替比林的高效去除,同时探讨了降解机理和可能的降解途径,具体结论如下:（1）在以Ti/SnO2-Ta2O5-IrO2网和Ti网分别为阳极和阴极的二维电极电催化氧化降解安替比林的研究中发现,电流密度、电极间距和安替比林初始浓度均影响其去除效果。随着电流密度的增大（0.2-4 mA/cm2）,安替比林的去除率增大（17.4%-50.7%）,但同时能耗增大（0.17-2.51 kWh/g安替比林）,综合考虑去除率和能耗,电流密度为0.5mA/cm2时较为适宜;随着电极间距的增大（1、2、3 cm）,安替比林的去除率减小（44.5%、35.8%、31.9%）,这是由于随着电极距离的增大,溶液的电阻增大,传质系数减小;随着安替比林初始浓度的增大（2、5、10 mg/L）,其去除率和电化学反应表观速率常数呈先增大后减小的趋势,5 mg/L安替比林时的去除率较高（48.4%）。（2）为进一步提高安替比林的去除率,采用三维电极电催化氧化法对其进行处理,由于γ-Al2O3作为粒子电极对安替比林降解效果的提升有限,本部分选用浸渍法对γ-Al2O3粒子进行Sn-Sb-Bi三金属负载改性,并利用响应面分析法设计实验,优化浸渍液中各金属离子浓度,最终得到最佳浓度配比为:0.5 mol/L Sn Cl4·5H2O+0.05 mol/L Sb Cl3+0.5 mol/L Bi Cl3。采用该配比制备的Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3作为粒子电极时,在安替比林初始浓度为10 mg/L、电流密度为0.5 mA/cm2、电极间距2 cm、粒子电极投加量10 g、处理时间为180 min条件下,三维电极电催化氧化降解对安替比林的去除率达到84.83%。（3）在安替比林初始浓度为10 mg/L、电流密度为0.5 mA/cm2、电极间距2 cm、粒子电极投加量10 g,处理时间为240 min时,对比了二维电极、γ-Al2O3三维电极和Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3三维电极对安替比林的降解情况,三者对安替比林的去除率分别为:48.0%、78.3%和94.4%,能耗分别为:0.36、0.24和0.18 kWh/g安替比林,可见,以Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3作为粒子电极的三维电极电催化氧化对安替比林的去除效果良好,且能耗相对较低。此外,通过对苯二甲酸荧光探针法考察了二维电极和Sn-Sb-Bi/γ-Al2O3三维电极电催化氧化过程中·OH的产生情况,结果表明,相同条件下后者中·OH的产生量明显高于前者,说明后者中间接氧化能力显着提高。最后,利用LC-MS检测了三维电极电催化氧化过程中安替比林的降解产物,明确了N’-乙酰-N’-甲基-2-氧基-N-苯酰肼、1-乙酰-1-甲基-2-苯酰肼和苯胺三种产物,并推测了可能的降解途径。
韦春满[4]（2021）在《三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究》文中提出污水厂尾水中的溶解性有机物（DOM）是经传统的物理、生物和化学处理后残存在尾水中的有机物,难以被传统的处理工艺进一步去除。绿水青山是生态文明建设的中国方案,也意味着污水厂排放标准的日趋严格,因此污水厂尾水的深度处理越来越受到重视和紧迫,也是保证自然水体环境质量逐步提升的主要途径。本文利用三维电解技术,对污水处理厂尾水中DOM的去除进行工艺条件试验研究,同时采用树脂对尾水DOM进行分级,分析DOM各组分在三维电解处理前后的变化特征和初步机理,取得如下主要研究结论:（1）通过对三维电解反应器的工艺条件研究得出:在阳极为Q235碳钢板-阴极为石墨板,粒子电极为铁碳的组合下,当电解电压=20 V,极板间距=8 cm,初始p H=5,电解时间=120 min时,三维电解反应器对COD的去除率为60.38%,达到最优。（2）采用响应曲面法建立三维电解处理污水厂尾水的数学模型,模型P值<0.0001,具有显着性。四个影响因素对COD去除率影响的顺序为:极板间距>初始p H>电解电压>电解时间,其中初始p H—电解电压、电解时间—极板间距交互作用高度显着。响应曲面法得到的最优实验条件为:初始p H=4.85、电解电压=20.15 V、电解时间=125.16 min、极板间距=7.65 cm,预测COD去除率为55.94%,其实际值为53.40%,相对偏差2.54%,该计算模型预测效果良好。（3）树脂分离污水厂尾水中DOM组分的组成显示,疏水性酸性物质（HOA）和疏水性中性物质（HON）是污水厂尾水DOM中的主要成分;HOA的UV254值最大,不饱和度最高;疏水性碱性物质（HOB）的芳香度最高,含有共轭不饱和双键或芳香性有机物含量最多。紫外-可见分光光谱显示,污水厂尾水DOM中含有苯环、苯羧酸基和苯羟基等物质。红外光谱显示,污水厂尾水DOM中含有带氢键的物质、苯的衍生物、氯或者溴化物、醇、醚或酮类有机物、胺类物质。三维荧光光谱显示,污水厂尾水DOM中主要含有类腐殖酸物质、类溶解性微生物代谢产物。XPS谱图显示,污水厂尾水DOM中,芳香族化合物含量最高,其次为脂肪族化合物。（4）三维电解法对污水厂尾水DOM各组分均有一定的去除效果,对TOC的去除率为56.89%,对疏水性有机物的去除效果优于亲水性,对HON组分的去除效果较为明显,降低了出水各组分的复杂化程度;能够有效去除DOM中的类腐殖酸物质,将水中大分子的腐殖质分解为小分子的类蛋白物质;能去除尾水DOM中的不饱和共轭结构,减少含羰基、羧基等官能团结构的含量,提高了出水的芳香性。研究证明,三维电解可以有效降解污水厂尾水中的DOM,为污水厂尾水的深度处理提供更多的理论支持和数据支撑。
张超伟[5]（2020）在《混凝-电解法处理实际晚期垃圾渗滤液废水的研究》文中研究指明晚期垃圾渗滤液是在垃圾填埋5～10年中产生的高浓度有机废水,并还含有高浓度的氨氮污染物,及一定量的重金属,对环境有很大的危害。然而由于晚期垃圾渗滤液可生化性差,其中所含的有机物污染物大部分为难生物降解有机污染物,以及因为高浓度氨氮和重金属的毒性,采用传统的生物处理法很难有效处理,给后面联用的膜处理工艺带来了很大的处理压力。本研究以实际垃圾填埋场产生的晚期垃圾渗滤液作为研究对象,采用混凝+电解联合处理的方式对其进行处理。选用聚硅酸铝铁作为混凝剂,将其投加到渗滤液中进行混凝处理,并采用正交试验法,确定聚硅酸铝铁最佳投加量;随后将晚期垃圾渗滤液经混凝处理后的出水应用Sn O2电极进行电解处理,进一步去除渗滤液中的有机污染物和氨氮污染物,并采用响应曲面法对电解工况进行了分析,得到了影响CODCr去除的显着性因素。最后,采用GC-MS和三维荧光光谱法对试验水质进行了分析。试验的主要研究结论如下:1.采用聚硅酸铝铁作为混凝剂对晚期垃圾渗滤液进行了预处理试验。当聚硅酸铝铁的投加量为5.1 g/L,投加时的初始p H值为6,聚丙烯酰胺投加量为2 mg/L时CODCr,TOC,UV254的去除率分别为52%,62%,42%。正交试验结果表明,混凝时的影响因素大小分别为聚硅酸铝铁投加量>垃圾渗滤液初始p H值>聚丙烯酰胺投加量。2.采用Sn O2电极对混凝处理过后的垃圾渗滤液出水进行电解处理。从综合的污染物去除性能考虑,当电解时的电流密度为180 m A/cm2,初始p H值为7,极板间距为1 cm时,经电解处理4h后的CODCr去除率为89.3%,对应的原垃圾渗滤液的总体CODCr去除率为95.4%,出水CODCr仅为160 mg/L,而渗滤液中的氨氮则在3h内已经被完全去除,对应的TOC和UV254分别为60%和73%。以电流密度,初始p H值,极板间距,反应时间作为控制因素,将CODCr作为响应变量,使用响应曲面分析法进行试验分析,所得的试验拟合结果较好。3.GC-MS的分析结果表明,采用该组合处理工艺处理后,渗滤液中的有机污染得到了很好的去除,其中原来难以降解的大分子有机污染物质得以降解为易降解的有机小分子物质,三维荧光光谱的结果表明,渗滤液中的荧光类污染物在混凝-电解处理过后含量极大地减少,腐殖酸类和富里酸类物质基本上被得以完全去除。对处理过程中氨氮污染物组成进行分析可得知,由于在电解过程中有强氧化性的活性氯（HCl O/Cl O-）生成,渗滤液中大部分的氨氮被其转化生成了氮气,其中小部分氨氮转化为硝酸盐态氮残留在渗滤液中。本研究通过混凝-电解进行了实际老龄垃圾渗滤液处理效果研究,旨在得出最佳的试验工况及最佳的污染去除效果,为实际垃圾渗滤液的处理工艺选用提供理论依据。
王辉[6]（2020）在《渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究》文中认为膜分离技术被广泛应用于渗滤液处置以稳定达到《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB 16889-2008）,但也产生了具有“高腐殖质含量、高盐分、多组分”的浓缩液,其出路成为新的难题。为探究浓缩液处理的可行方法,本文选取了全国8个不同区域的实际渗滤液浓缩液样品,分析了其基本理化性质、重金属含量以及不同新型污染物的组分特征,识别了其环境生态风险,并有针对的构建了微纳米臭氧（O3）和电化学协同微纳米O3（E+-微纳米O3）处理技术体系,研究并优化了其对于不同类典型污染物的降解效能,探究了在此过程中有机物的转化机制、氧化系统中自由基生成机理及作用效率。取得以下主要结论:（1）通过对8个区域、10个厂区渗滤液以及浓缩液性质的系统分析,发现浓缩液的污染物浓度变化较大,但性质具有相似性。浓缩液中化学需氧量(CODCr)浓度为5.10×102-1.09×104 mg/L,且腐殖酸类物质含量较高,占到总有机碳（TOC）的42.8%-52.3%;电导率为7.53-20.1 m S/cm;14种重金属检出率均大于68.8%,浓度范围为0.07-5.10 mg/L;31种农药检出率为100%,总浓度为2.03-16.8μg/L;28种目标抗生素中,磺胺类、喹诺酮类和四环素类的浓度分别为0.41-1.59μg/L,2.50-8.31μg/L和1.29-1.43μg/L,其中诺氟沙星浓度最高,浓度为0.12-4.54μg/L,需要重点关注;9种抗性基因中,str B基因丰度最高,相对丰度-1.91±0.67 log10ARGs copies/16S-r RNA。（2）浓缩液中,新型污染物同重金属、腐殖酸间存在一定的复合污染（p<0.01）。利用国家危险废物鉴别标准和风险熵法计算,若毒性归一化指数和风险熵值（RQ）大于1,分别认为其为危废和高风险,结果发现:浓缩液中仅看重金属的毒性归一化指数就达到0.04-0.62,农药的急性（RQA）和慢性（RQC）风险熵总值分别为64.8-806.8和577.9-3901.4,抗生素的RQA和RQC总值分别为94.5-164.3和131.0-563.3,因此渗滤液浓缩液具有高生态风险和高毒性性质。（3）基于浓缩液的性质特征,构建了E+-微纳米O3体系用于浓缩液处理,比选了臭氧气泡尺寸、初始p H、臭氧投加量、E+等的影响;其中微纳米气泡臭氧为80 mg/L、初始p H为9.0、反应时间为120 min,而电解系统（极板质地为Ru O2/Ti,极板间隔设置为5 cm,尺寸为10cm×10 cm）的电流密度设置为30 m A/cm2时,CODCr和TOC的去除效能分别达到74.5%和69.7%。（4）在最优条件下,微纳米O3体系中的主要活性物质为O3和羟基自由基（●OH）,其通过增加体系的气含率（较中大气泡提高了2.7-6.7倍）,使得液相臭氧溶解的浓度提高了2.3-3.2倍,产生的●OH浓度提高了1.9-2.3倍。而E+-微纳米O3体系主要活性物质除了氧活性物质（O3、●OH、H2O2）,还生成了大量的氯活性物质（HCl O、Cl O-、Cl O●和Cl●）,产生的●OH浓度较微纳米O3体系提高了2倍,活性氯累积量达60.4 mg/L,其协同机理主要为臭氧的直接和间接氧化过程、氧气被大量利用的阴极强化作用和氯离子被有效利用的阳极强化作用。（5）E+-微纳米O3体系处理浓缩液过程中,其大中分子的有机物得到了较好的降解。联合紫外可见光谱（UV/vis）、三维荧光光谱（3D-EEM）和傅立叶变换离子回旋共振质谱（FT ICR-MS）结果表明:大于30个碳原子的有机物几乎被全部去除,中等分子量的有机物氧化程度提高;浓缩液中的芳香化合物和长链有机物得到有效降解,有机污染物腐殖化程度和碳骨架缩合程度明显降低;相比微纳米O3体系,对浓缩液中含碳氢氧氮（CHON）的有机物有更高的氧化程度,N1O1-5类的有机物去除率高于N2-5O1-5,对含CHN和CHNS的有机物的去除率提高了28.9%和2.0%。（6）针对浓缩液中的新型污染物,以含量高、风险大的诺氟沙星作为模型物质,探究了E+-微纳米O3氧化体系中多底物对其降解效能的影响和分子结构相应的转化机制。纯模拟诺氟沙星溶液去除率可达90.0%以上,实际浓缩液中诺氟沙星去除率为33.5%;无机盐离子(Cl-、CO32-和HCO3-)的添加提高了对诺氟沙星的降解,但严重抑制了其矿化效能,以富里酸为代表的天然有机物的存在对诺氟沙星降解和矿化均有严重抑制现象;无机盐离子有利于●OH向Cl●或CO3●-的转化,可有选择性的氧化诺氟沙星,但Cl●或CO3●-的氧化能力远不及●OH,天然有机物中含有大量的羧基等基团对●OH具有一定的泯灭作用,从而降低对诺氟沙星的氧化效率。E+-微纳米O3氧化处理浓缩液极大程度的去除其中的溶解性有机物,以腐殖质为主,可有效降低水环境中新型污染物和常规有机物的污染风险。
郭芳[7]（2020）在《垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究》文中进行了进一步梳理城市生活垃圾焚烧处置过程所产生的渗滤液,在其主流处理工艺的纳滤单元产生浓缩液,简称纳滤（Nanofiltration,NF）浓水。通常情况下,NF浓水含有大量的难降解有机物污染物和低浓度的有机微污染物,其有效控制和无害化处理是当前垃圾焚烧无害化发展进程中一个亟需解决的问题。本论文基于“氧化絮凝-芬顿高级氧化”组合技术,以将浓水回流至渗滤液处理系统进行循环处理为目标,分别开展了氧化絮凝和芬顿高级氧化工艺实验研究。论文对比了不同种氧化絮凝技术和芬顿高级氧化技术对NF浓水难降解有机物的去除性能,考察了p H、Fe SO4·7H2O和H2O2投加量等因素对有机物去除效能的影响,同时研究了组合工艺处理过程中有机物的去除特性和全氟化合物（Perfluoroalkyl Substances,PFASs）的浓度变化情况。取得如下研究结果:（1）针对某垃圾焚烧发电厂COD含量为5000±100 mg/L的NF浓水,“氧化絮凝-芬顿高级氧化”组合工艺对有机物的去除率可达95%以上,处理出水COD降至225±20 mg/L,可回流至原有的渗滤液处理系统。（2）优化的“氧化絮凝-芬顿高级氧化”工艺操作条件为:H2O2/亚铁氧化絮凝阶段初始p H为4,Fe SO4·7H2O和H2O2投加量分别为30 m M和40 m M;UV-Fenton阶段H2O2投加量为100 m M,不二次投加Fe SO4·7H2O。氧化絮凝将COD、UV254和TOC去除75%以上;UV-Fenton将上述指标进一步降低66.7%～74.6%。（3）在H2O2/亚铁氧化絮凝阶段,富里酸可通过絮凝吸附实现完全去除,羧基含量增加,分子量变小;在UV-Fenton阶段,部分难降解芳烃和羧酸结构被降解为脂肪族化合物。（4）H2O2/亚铁氧化絮凝阶段,不同PFASs的去除效率在-14.80%～100%之间变化,PFASs絮凝去除主要受溶解性有机物（Dissolved Organic Matter,DOM）和氢氧化铁沉淀物影响,DOM的存在可以促进PFASs去除;UV-Fenton阶段,在·OH自由基和PFASs-Fe3+电子转移复合物的作用下,PFASs得到脱氟降解。组合工艺可去除NF浓水中PFASs总量的2/3,全氟烃链长度大于7的PFASs实现完全去除。
刘旭[8]（2020）在《电絮凝法去除水体中砷的研究》文中进行了进一步梳理水体中砷的去除是当前最为活跃的研究问题之一。电絮凝法因装置简单,处理效率高、能耗少且占地面积小,成本低,使用范围广等优势在水体砷污染治理方面受到广泛关注。现有研究多集中在砷的去除效率、去除动力学以及电能消耗上,对电絮凝除砷的机理研究仍有待加强,尤其是水体中共存干扰物质对砷的去除的影响机制尚不清楚。本论文通过系统研究不同条件下电絮凝过程中砷的去除动力学,重点考察铁形态变化,将其与砷的去除结合起来,为深入的理解电絮凝对砷的去除过程以及各干扰因素的影响机制,提高电絮凝除砷效率,设计干扰排除措施提供理论指导。首先对电极材料、电流强度、反应p H条件进行了优化。结果表明:铁电极、铝电极和铜电极均能有效去除As（Ⅴ）,且铁电极的效果最好。在用铁电极电絮凝过程中,As（Ⅴ）的去除效率随着电流强度的增大而增大。在电流强度为3 m A,p H在5.0～9.0范围内,电流效率达到90.5%～116.4%,反应1小时可将初始浓度为400μg/L的As（Ⅴ）降至10μg/L以下。As（Ⅴ）的去除效率受p H的影响较小。当p H由5.0增加到7.0时,由于碱性条件更有利于Fe2+的氧化和沉淀,不溶性铁量的增加,As（Ⅴ）的去除速率加快。而当p H进一步增加到9.0时,由于Fe（OH）4-阴离子络合物的生成,不溶性铁的比例有轻微下降,As（Ⅴ）的去除速率也有所下降。虽然在p H过低或过高时,As（Ⅴ）的去除速度较慢,但p H在5.0-9.0范围内,最终的去除效率大致相当,说明电絮凝法可以在较宽的p H范围内有效工作。在此基础上,进一步研究了水体中共存的含氧酸根（磷酸根,硅酸根）、腐殖酸（HA）及钙离子对电絮凝除As（Ⅴ）的影响。结果表明:含氧阴离子磷酸根和硅酸根对电絮凝除As（Ⅴ）过程均有显着的抑制作用。在p H 5.0-9.0范围内,磷酸根/硅酸根浓度越高,As（Ⅴ）去除率越低。这是由于磷酸根和硅酸根与As（Ⅴ）具有相似的化学性质,可以与As（Ⅴ）竞争吸附点位。磷酸盐和硅酸盐对电絮凝过程中铁的形态分布没有产生明显影响。HA对电絮凝除As（Ⅴ）具有较强的抑制作用。一方面HA可与As（Ⅴ）竞争吸附位点;另一方面,HA可与Fe（III）生成Fe（III）-HA配合物,抑制铁氧化物/氢氧化物沉淀的生成。硅酸根/HA与钙离子共存时相较于其单独存在时As（Ⅴ）的去除率大大提高,但磷酸根和钙离子共存时As（Ⅴ）的去除率变化不大。钙离子能够明显减弱HA对铁氧化物/氢氧化物沉淀生成的抑制作用。为了更深入的探究电絮凝除As（Ⅴ）的机理及共存物质的影响机制。采用XRD和FTIR对电絮凝固体产物进行了分析。结果表明:在p H 5.0-9.0范围内,电解产生的固体产物主要以Lepidocrocite（纤铁矿）、Goethite（针铁矿）和Magnetite（磁铁矿）的形式存在,且随着p H的升高,Lepidocrocite的含量减少,Goethite和Magnetite的含量增加。在磷酸根单独存在情况下,Lepidocrocite的含量增加。而当硅酸根单独存在时,Lepidocrocite的含量减少。对于HA,虽然其影响沉淀的产量,但是其对沉淀的晶型并没有表现出明显影响。钙离子能够促进生成晶型更稳定的Goethite和Magnetite沉淀,从而减小硅酸根或者HA对As（Ⅴ）去除的影响。而在磷酸根存在情况下,沉淀的晶型基本不受钙离子的影响。因而当钙离子与磷酸根共存时,钙离子对As（Ⅴ）的去除的促进作用较小。最后,对电絮凝法在实际水体中的应用进行了验证。分别取用自来水,河水和地下水进行电絮凝实验。虽然不同水体水质参数各不相同,最终的去除率有所不同,但是通过优化反应条件都能使As（Ⅴ）含量达到饮用水标准。
朱云华[9]（2019）在《电化学活化高锰酸钾产生Mn（Ⅲ）去除水中双氯芬酸的效能与机理研究》文中提出近年来,随着经济和生活水平的不断提高,药品和个人护理产品（PPCPs）得到了持续的关注。双氯芬酸,作为非甾体抗炎药中一种具有典型代表性的非处方药物,被广泛用于抗炎、止痛和解热等作用,在污水处理厂、污水污泥和地表水的出水中经常检测到这一药物。双氯芬酸对水环境有潜在的生态毒性,即使在浓度小于1.0μg L-1的情况下,也会造成哺乳动物、秃鹫和鱼类的不良反应,如肠道、肾脏和肝损伤。而传统的污水处理工艺难以将双氯芬酸完全去除,因此,有必要开发有效、持续和节能的方法,处理水中这一新兴的难降解的微量有机污染物。电解和高锰酸盐氧化是两种常用的水处理技术,均存在反应缓慢的问题。为了提高难降解污染物的去除效率,该研究将电化学和高锰酸钾体系结合,分别在二价锰离子(Mn2+)投加和活性炭纤维作为阴极时,探究了电化学活化高锰酸钾新体系对双氯芬酸去除的可行性和协同效应,操作参数对双氯芬酸去除的影响,体系去除双氯芬酸的能耗,并对体系对污染物的去除机理、反应路径和体系去除的毒理性进行了分析。该研究得出的主要结论如下:（1）Mn2+的投加促进了电化学活化高锰酸钾体系(E-PM-Mn2+)对双氯芬酸的降解和污染物的矿化,Mn2+存在下,电化学(E-Mn2+)和高锰酸钾体系之间有明显的协同效应,随着Mn2+投加量的增加,电化学和高锰酸钾体系之间协同作用显着增强。酸性条件利于E-PM-Mn2+体系对水中双氯芬酸的去除,当溶液为中性或碱性时,双氯芬酸降解率出现明显的降低,pH为11时,双氯芬酸30 min的降解率仅为33.87%。电流密度的增加促进了E-PM-Mn2+体系对双氯芬酸的去除,但是双氯芬酸在体系反应过程中去除率增加的同时体系的能耗也在增加,因此,后续实际应用中,需综合考虑双氯芬酸的去除和体系的电能消耗,选择合适的电流密度。高锰酸钾投加明显提高了电解对双氯芬酸的降解,随着高锰酸钾投加量的增加,E-PM-Mn2+体系对双氯芬酸的降解率提高,当高锰酸钾投加量高于100μM时,双氯芬酸降解率增幅不大,选择100μM作为电活化高锰酸钾体系去除双氯芬酸的最佳用量。通过地表水、自来水和纯水三种水质中双氯芬酸的去除效果对比发现,E-PM-Mn2+体系对地表水中双氯芬酸的降解效果最好,三个体系去除均在96%以上,体系可用于实际水源中污染物的去除。（2）相比Mn2+投加体系,活性炭纤维为阴极时,进一步促进了电化学活化高锰酸钾体系（E-ACF-PM）对双氯芬酸的快速去除,双氯芬酸及其中间产物也得到有效矿化,TOC去除率达82.71%,而且相比E-PM-Mn2+体系,E（ACF）和高锰酸钾体系之间有更显着的协同效应。E-ACF-PM体系中,双氯芬酸在溶液初始pH为3-10范围内均能被高效地去除,这与体系反应过程中溶液pH变化有关。电流密度和高锰酸钾投加量的增加均明显促进E-ACF-PM体系对双氯芬酸的去除,最佳电流密度和高锰酸钾投加量分别为57 A m-2和100μM。活性炭纤维重复使用20次,E-ACF-PM体系对双氯芬酸去除率仍达80%以上,活性炭纤维阴极可以重复使用。E-ACF-PM体系对地表水中双氯芬酸的去除效果高于自来水和纯水,在实际水源中具有相对较低的电能消耗,而且电解质在地表水中的适当投加可以明显降低体系对水源中双氯芬酸去除的能耗,腐殖酸的存在明显促进了体系对双氯芬酸的去除。相比单独的电解、高锰酸钾氧化体系,E-PM-Mn2+和E-ACF-PM体系水中的卡马西平、苯酚、磺胺甲恶唑、硝基苯和甲基蓝的去除均有明显的促进作用,体系可用于实际水源中有机污染物的去除。（3）过量的甲醇和叔丁醇对E-PM-Mn2+体系和E-ACF-PM体系中双氯芬酸的去除影响很小,可忽略,电活化高锰酸钾去除双氯芬酸过程中没有羟基自由基和硫酸根自由基产生,也没有单线态氧的作用。通过体系反应过程中的光谱扫描、二氧化锰影响和焦磷酸钠影响实验分析可知,电化学活化高锰酸钾体系中促进双氯芬酸去除的主要氧化物质是活性Mn（Ⅲ）。相比均相体系中瞬时产生的Mn（Ⅲ）,在电化学活化高锰酸钾体系中,Mn（Ⅲ）在阴极表面是持续产生的,其中,Mn（Ⅲ）的产量为E-ACF-PM>E-PM-Mn2+>E-PM体系。Mn2+在E-PM-Mn2+体系去除双氯芬酸过程中起到了促进Mn（Ⅲ）产生和稳定Mn（Ⅲ）的作用,活性炭纤维阴极的使用在E-ACF-PM体系中除了促进Mn（Ⅲ）的产生用于双氯芬酸去除外,还增加了一部分电吸附作用,促使电化学活化高锰酸钾对双氯芬酸的快速去除。电解、高锰酸钾和Mn2+是电化学高锰酸钾体系产生Mn（Ⅲ）并快速去除双氯芬酸必不可少的因素。体系反应过程中阴极表面上的中间价态锰最终都以游离三价锰或Mn2+的形式进入溶液中。（4）电化学活化高锰酸钾体系对双氯芬酸去除过程中,可能的降解路径均有三种,降解过程包括羟基化、脱羧、脱氢、脱氯、甲酰化、C-N键断裂和开环等反应。通过对比反应过程中溶液对铜绿微囊藻的生长抑制情况,发现相比双氯芬酸原液,电化学活化高锰酸钾体系对双氯芬酸降解后可以有效降低溶液的毒性,降低药物在溶液中潜在的生态风险。
吴双荣[10]（2020）在《植物净化耦合电化学氧化工艺处理河道废水的研究》文中指出水环境需应对的难关包括水质污染及资源短缺,地表径流作为水环境中的重要一环,常常遭到生活污水与工业废水的污染。河道污染已经影响了生态环境和人类正常活动,因此越来越多的科研工作者开始关注河道污染问题。选择铜钱草、伞草、菖蒲、水浮莲和凤眼莲五种水生植物,构建单一植物单元和组合植物单元,鹅卵石作为固定水生植物的基质材料,探究单一、组合植物的种植条件下,对河道废水中氨氮及化学需氧量（COD）的去除效果影响,通过实验测定确定最适水生植物组。再利用电化学氧化法对植物净化后的废水进一步处理,以Ti/IrO2-Ta2O5为阳极,紫铜为阴极,探究不同电解时间、电解质浓度、电流密度及初始pH值对COD的去除效果影响,确定电化学实验最优工况。在单一植物单元中,铜钱草表现出较好的净化效果,在处理时间为10d时,其对氨氮和COD的去除效果分别为77.88%、27.02%。在组合植物单元中,就氨氮和COD的去除效果来看,菖蒲+水浮莲组效果最好,其去除率分别可达81.06%、30.44%。对废水中污染物的降解,鹅卵石主要表现为物理吸附。综合Ti/IrO2-Ta2O5阳极电化学性能测试、扫描电镜和能谱分析的结果可知,所用阳极的可逆性较好,电解污水时会表现出较优异的电催化活性。在电化学实验中,当Na Cl浓度为9mmol/L,电流密度为10m A/cm2,初始pH值为3.0,电解时间为60min时,COD去除效果最好,其去除率为79.75%。植物净化耦合电化学氧化工艺后,对氨氮的去除率达到99%以上,对COD去除率为85.91%。耦合工艺对废水的处理效果优于植物净化法,并避免了高浓度污水接触电极,延长了电极使用寿命,是水处理发展过程中的一次有益尝试。图36幅;表17个;参75篇。
二、电化学法处理水中腐殖酸的研究（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、电化学法处理水中腐殖酸的研究（论文提纲范文）
（1）混凝沉淀法去除水中Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的效能及基质影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 锑的理化性质 |
| 1.1.2 锑的危害 |
| 1.1.3 锑的污染现状 |
| 1.1.4 锑的现行标准 |
| 1.2 除锑技术研究现状 |
| 1.2.1 混凝沉淀法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 微生物法 |
| 1.2.5 电化学法 |
| 1.2.6 膜分离法 |
| 1.3 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2.实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 主要储备液的配制 |
| 2.3.2 实验过程 |
| 2.3.3 实验分析 |
| 3.混凝剂对不同形态锑的去除效能及动力学研究 |
| 3.1 pH对混凝剂水解沉淀物的粒径及Zeta电位的影响 |
| 3.2 混凝去除水中无机Sb(Ⅲ)的效能研究 |
| 3.3 混凝去除水中有机Sb(Ⅲ)的效能研究 |
| 3.4 混凝去除水中Sb(Ⅴ)的效能研究 |
| 3.4.1 pH对混凝去除水中Sb(Ⅴ)的效果影响 |
| 3.4.2 混凝剂投加量对Sb(Ⅴ)的去除效果影响 |
| 3.5 混凝去除水中Sb(Ⅲ)的吸附动力学研究 |
| 3.5.1 Sb(Ⅲ)去除动力学 |
| 3.5.2 混凝去除Sb(Ⅲ)的吸附等温线拟合 |
| 3.6 混凝去除水中Sb(Ⅴ)的吸附动力学研究 |
| 3.6.1 Sb(Ⅴ)去除动力学 |
| 3.6.2 混凝去除Sb(Ⅴ)的吸附等温线拟合 |
| 3.7 本章小结 |
| 4.水体基质对混凝除锑效能的影响研究 |
| 4.1 磷酸根对混凝除锑效果的影响 |
| 4.1.1 磷酸根对混凝去除无机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.1.2 磷酸根对混凝去除有机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.1.3 磷酸根对混凝去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.2 硅酸根对混凝除锑效果的影响 |
| 4.2.1 硅酸根对混凝去除无机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.2.2 硅酸根对混凝去除有机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.2.3 硅酸根对混凝去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.3 硫酸根对混凝除锑效果的影响 |
| 4.3.1 硫酸根对混凝去除无机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.3.2 硫酸根对混凝去除有机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.3.3 硫酸根对混凝去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.4 腐殖酸对混凝除锑效果的影响 |
| 4.4.1 腐殖酸对混凝去除无机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.4.2 腐殖酸对混凝去除有机Sb(Ⅲ)的影响 |
| 4.4.3 腐殖酸对混凝去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 焦化废水简介 |
| 1.1.1 焦化废水的产生、组分及危害 |
| 1.1.2 焦化废水的常规处理方法及出水特点与危害 |
| 1.1.3 焦化废水的深度处理方法 |
| 1.2 电催化氧化技术 |
| 1.2.1 电催化氧化技术的原理 |
| 1.2.2 电催化氧化材料的种类与选择 |
| 1.2.3 电催化氧化技术在废水处理中的研究现状 |
| 1.3 紫外氯强化电催化氧化技术的研究进展 |
| 1.4 课题的提出 |
| 1.4.1 目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料、装置与方法 |
| 2.1 实验材料及装置 |
| 2.1.1 焦化废水生化出水水质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验药剂与仪器 |
| 2.2 测定项目及方法 |
| 2.3 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 2.3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 2.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 2.4 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 2.4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 2.5 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证的实验方法 |
| 2.5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 第3章 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验研究 |
| 3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 3.2.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 3.2.2 极板数量对处理效果的影响 |
| 3.2.3 极板间距对处理效果的影响 |
| 3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 3.3.1 吸附平衡研究 |
| 3.3.2 吸附动力学研究 |
| 3.3.3 吸附反应条件优化 |
| 3.4 三维荧光光谱分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验研究 |
| 4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 4.1.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 4.1.2 极板间距对处理效果的影响 |
| 4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 4.2.1 淬灭研究 |
| 4.2.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证 |
| 5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.1.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.1.2 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.2.1 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.2.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 PhACs来源及危害 |
| 1.2.1 PhACs来源 |
| 1.2.2 PhACs分类 |
| 1.2.3 PhACs危害 |
| 1.3 污水中PhACs的深度处理方法 |
| 1.3.1 活性炭吸附技术 |
| 1.3.2 膜分离技术 |
| 1.3.3 高级氧化技术 |
| 1.4 电催化氧化技术 |
| 1.4.1 电催化氧化技术的基本原理 |
| 1.4.2 电催化氧化技术的特点 |
| 1.4.3 电催化氧化技术的影响因素 |
| 1.4.3.1 电极材料 |
| 1.4.3.2 电化学反应器结构 |
| 1.4.3.3 工艺参数 |
| 1.5 三维电极电催化氧化法概述 |
| 1.5.1 三维电极法的特点 |
| 1.5.2 三维电极的分类 |
| 1.5.3 三维电极法的反应原理 |
| 1.5.4 粒子电极材料的研究进展 |
| 1.6 目标药物污染物概述 |
| 1.7 研究目的及内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 二维电极电催化氧化降解安替比林 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 2.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 2.2.3 实验装置 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.2.5 分析测试方法 |
| 2.2.5.1 表征分析 |
| 2.2.5.2 安替比林浓度的测定 |
| 2.2.5.3 安替比林去除率的计算 |
| 2.2.5.4 安替比林降解动力学分析 |
| 2.2.5.5 电催化氧化过程中能耗计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 表征分析 |
| 2.3.2 操作条件对安替比林降解的影响 |
| 2.3.2.1 电流密度的影响 |
| 2.3.2.2 电极间距的影响 |
| 2.3.2.3 安替比林初始浓度的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 三维电极电催化氧化降解安替比林 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 3.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.2.4.1 氧化铝预处理 |
| 3.2.4.2 Sn-Sb-Bi/γ-Al_2O_3粒子电极的制备 |
| 3.2.4.3 三维电极电催化氧化法处理安替比林 |
| 3.2.4.4 BBD实验设计方法 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 响应面实验结果 |
| 3.3.2 回归方程的建立和方差分析 |
| 3.3.3 响应面分析 |
| 3.3.4 最优条件的预测与分析 |
| 3.3.5 表征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电催化氧化降解安替比林机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验主要试剂和材料 |
| 4.2.2 实验主要仪器及设备 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.2.4.1 吸附法 |
| 4.2.4.2 电催化氧化法 |
| 4.2.5 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 二维电极与三维电极电催化氧化降解安替比林的比较 |
| 4.3.2 腐殖酸对安替比林去除效果的影响 |
| 4.3.3 安替比林降解机理分析 |
| 4.3.4 安替比林降解途径分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水厂尾水中的有机污染物 |
| 1.3 溶解性有机物的去除方法 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 混凝沉淀法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.5 电化学氧化法 |
| 1.4 三维电解法的研究进展 |
| 1.4.1 三维电解法简介 |
| 1.4.2 三维电解法机理及特点 |
| 1.4.3 三维电解法的研究现状 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第2章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 水样来源及水质 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 溶解性有机物分级方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 第3章 三维电解反应器的性能研究 |
| 3.1 电极材料对COD去除效果的影响 |
| 3.2 粒子电极对COD去除效果的影响 |
| 3.3 电解电压对COD去除效果的影响 |
| 3.4 极板间距对COD去除效果的影响 |
| 3.5 初始p H对COD去除效果的影响 |
| 3.6 电解时间对COD去除效果的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 三维电解的响应曲面法工艺优化研究 |
| 4.1 响应面分析实验设计及结果 |
| 4.2 方差分析与显着性检验 |
| 4.3 因子交互效应和响应面分析 |
| 4.4 最优实验条件及验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水厂尾水中溶解性有机物特征研究 |
| 5.1 污水厂尾水水质 |
| 5.2 有机物组成分析 |
| 5.2.1 各组分的有机物含量分布 |
| 5.2.2 紫外-可见光谱特性分析 |
| 5.2.3 红外光谱特性分析 |
| 5.2.4 三维荧光光谱特征分析 |
| 5.2.5 X射线光电子能谱分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 溶解性有机物在三维电解中的去除特征研究 |
| 6.1 溶解性有机物分布变化分析 |
| 6.2 紫外-可见光谱变化分析 |
| 6.3 红外光谱变化分析 |
| 6.4 三维荧光光谱变化分析 |
| 6.5 X射线光电子能谱分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发布的学术论文 |
| 致谢 |
（5）混凝-电解法处理实际晚期垃圾渗滤液废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 晚期垃圾渗滤液概况 |
| 1.2.1 晚期垃圾渗滤液的产生及来源 |
| 1.2.2 晚期垃圾渗滤液的水质特点 |
| 1.2.3 晚期垃圾渗滤液的危害 |
| 1.3 晚期垃圾渗滤液的处理现状 |
| 1.3.1 生物处理法 |
| 1.3.2 物理处理法 |
| 1.3.3 化学处理法 |
| 1.4 混凝沉淀法概述 |
| 1.4.1 混凝沉淀法研究进展 |
| 1.4.2 去除机理 |
| 1.4.3 混凝法中的影响因素 |
| 1.5 电化学氧化法概述 |
| 1.5.1 电化学法研究进展 |
| 1.5.2 有机物去除机理 |
| 1.5.3 氨氮的电化学去除机理 |
| 1.5.4 电化学氧化法处理效果的影响因素 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与方法 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 垃圾渗滤液水质 |
| 2.2 测试方法 |
| 2.2.1 常规指标 |
| 2.2.2 其它指标 |
| 第三章 聚硅酸铝铁对晚期垃圾渗滤液混凝预处理的研究 |
| 3.1 聚硅酸铝铁投加量对晚期渗滤液预处理的影响 |
| 3.1.1 聚硅酸铝铁投加量对COD去除率的影响 |
| 3.1.2 聚硅酸铝铁投加量对TOC去除率的影响 |
| 3.1.3 聚硅酸铝铁投加量对UV_(254)去除效果的影响 |
| 3.2 聚硅酸铝铁投加初始pH值对晚期渗滤液预处理的影响 |
| 3.2.1 初始pH值对COD去除率的影响 |
| 3.2.2 初始pH值对TOC去除率的影响 |
| 3.2.3 初始pH值对UV_(254)去除率的影响 |
| 3.3 助凝剂聚丙烯酰胺对晚期渗滤液预处理的影响 |
| 3.3.1 聚丙烯酰胺投加量对COD去效果的影响 |
| 3.3.2 聚丙烯酰胺投加量对TOC去除率的影响 |
| 3.3.3 聚丙烯酰胺投加量对UV_(254)去除率的影响 |
| 3.4 正交实验优化对混凝沉淀最佳工况的优化 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 采用SnO2电极电解处理渗滤液混凝出水的研究 |
| 4.1 电流密度对混凝处理后垃圾渗滤液\影响 |
| 4.1.1 电流密度对COD去除率的影响 |
| 4.1.2 电流密度对氨氮去除率的影响 |
| 4.1.3 电流密度对TOC去除率的影响 |
| 4.1.4 电流密度对UV_(254)去除率的影响 |
| 4.2 初始pH值对混凝处理后垃圾渗滤液影响 |
| 4.2.1 初始pH值对COD去除率的影响 |
| 4.2.2 初始pH值对氨氮去除率的影响 |
| 4.2.3 初始pH值对TOC去除率的影响 |
| 4.2.4 初始pH值对UV_(254)去除率的影响 |
| 4.3 极板间距对混凝处理后垃圾渗滤影响 |
| 4.3.1 极板间距对COD去除效果的影响 |
| 4.3.2 极板间距对氨氮去除的影响 |
| 4.3.3 极板间距对TOC去除率的影响 |
| 4.3.4 极板间距对UV_(254)去除的影响 |
| 4.4 响应曲面分析 |
| 4.4.1 响应面法优化电化学处理工况 |
| 4.4.2 RSM模型的建立 |
| 4.4.3 交互作用对COD去除率的影响分析 |
| 4.4.4 COD去除率拟合方程的残差分析 |
| 4.4.5 回归拟合方程验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 试验过程中污染物去除分析 |
| 5.1 GC-MS法对渗滤液中有机污染物的去除分析 |
| 5.2 三维荧光光谱法分析有机物中有机污染物的去除分析 |
| 5.3 电解过程中的氨氮转化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得成果 |
| 感谢 |
（6）渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.2 渗滤液浓缩液特征 |
| 1.2.1 浓缩液产生源 |
| 1.2.2 水质特性 |
| 1.3 渗滤液浓缩液关键技术 |
| 1.3.1 异地处置 |
| 1.3.2 就地减量 |
| 1.3.3 填埋场回灌 |
| 1.3.4 就地无害化处理 |
| 1.4 臭氧氧化强化技术进展 |
| 1.4.1 微纳米臭氧氧化技术 |
| 1.4.2 催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.3 超重力协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.4 过氧化氢协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.5 紫外光协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.6 电化学协同臭氧耦合技术 |
| 1.5 研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验装置与分析方法 |
| 2.1 浓缩液性质及预处理 |
| 2.1.1 样品来源及性质 |
| 2.1.2 样品预处理 |
| 2.2 实验装置设计 |
| 2.3 污染物指标分析方法 |
| 2.3.1 常规指标 |
| 2.3.2 重金属 |
| 2.3.3 新型污染物 |
| 2.4 有机物含量测定方法 |
| 2.4.1 腐殖质提取 |
| 2.4.2 分子量分布 |
| 2.4.3 紫外吸收光谱 |
| 2.4.4 三维荧光光谱 |
| 2.4.5 傅立叶变换离子回旋共振质谱 |
| 2.5 活性氧化物质分析方法 |
| 2.5.1 臭氧含量分析 |
| 2.5.2 羟基自由基含量分析 |
| 2.5.3 过氧化氢含量分析 |
| 2.5.4 活性氯含量分析 |
| 2.6 风险评估方法 |
| 2.6.1 生态风险评估 |
| 2.6.2 毒性含量评估 |
| 第三章 渗滤液浓缩液特征识别及风险评估研究 |
| 3.1 浓缩液基本理化性质 |
| 3.1.1 常规指标 |
| 3.1.2 重金属 |
| 3.2 浓缩液新型污染物分布特征 |
| 3.2.1 农药 |
| 3.2.2 抗生素 |
| 3.2.3 抗性基因 |
| 3.3 新型污染物与常规指标相关性分析 |
| 3.3.1 重金属与其他常规指标的相关性分析 |
| 3.3.2 农药与常规指标相关性分析 |
| 3.3.3 抗生素/抗性基因与常规指标相关性分析 |
| 3.4 浓缩液风险评估 |
| 3.4.1 重金属毒性风险及排放估计 |
| 3.4.2 农药生态风险及排放估计 |
| 3.4.3 抗生素生态风险及排放估计 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
| 4.1 影响条件优化 |
| 4.1.1 气泡尺寸 |
| 4.1.2 臭氧投加量 |
| 4.1.3 初始pH |
| 4.1.4 反应时间 |
| 4.2 有机物转化过程特性 |
| 4.2.1 不同组分特征变化 |
| 4.2.2 分子量特征变化 |
| 4.3 活性物质作用效能分析 |
| 4.3.1 气含率 |
| 4.3.2 溶解臭氧浓度 |
| 4.3.3 羟基自由基 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 E~+-微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
| 5.1 耦合作用效能及影响因素 |
| 5.1.1 初始pH |
| 5.1.2 电流密度 |
| 5.1.3 极板位置 |
| 5.1.4 通电模式 |
| 5.2 有机物转化过程特性 |
| 5.2.1 不同组分特征变化 |
| 5.2.2 等效双键特征变化 |
| 5.2.3 分子水平特征变化 |
| 5.3 活性物质作用效能分析 |
| 5.3.1 溶解臭氧浓度 |
| 5.3.2 羟基自由基 |
| 5.3.3 过氧化氢 |
| 5.3.4 活性氯 |
| 5.3.5 活性物质耦合机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 E~+-微纳米O_3同步去除浓缩液典型新型污染物效能 |
| 6.1 诺氟沙星降解影响效能分析 |
| 6.1.1 初始pH的影响 |
| 6.1.2 电流密度的影响 |
| 6.1.3 多底物因素的影响 |
| 6.2 E~+-微纳米O_3降解诺氟沙星机理分析 |
| 6.2.1 NOR~(+,0)降解路径分析 |
| 6.2.2 NOR~(+,-)降解路径分析 |
| 6.2.3 NOR~(0,-)降解路径分析 |
| 6.2.4 机理剖析 |
| 6.3 浓缩液诺氟沙星降解及环境影响分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位的科研成果 |
| 附录 中英文名称对照 |
（7）垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液膜处理浓水的产生及危害 |
| 1.1.1 膜处理浓水的来源 |
| 1.1.2 膜处理浓水的水质特征 |
| 1.1.3 膜处理浓水的危害 |
| 1.2 垃圾渗滤液膜处理浓水的常见处理工艺 |
| 1.2.1 回灌法 |
| 1.2.2 蒸发法 |
| 1.2.3 混凝和氧化絮凝 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.3 全氟化合物污染与毒性 |
| 1.3.1 全氟化合物的性质与应用 |
| 1.3.2 全氟化合物的种类 |
| 1.3.3 全氟化合物的生物毒性 |
| 1.4 垃圾渗滤液系统中的全氟化合物 |
| 1.4.1 全氟化合物等微污染物质的存在状况 |
| 1.4.2 垃圾渗滤液系统全氟化合物的研究现状 |
| 1.4.3 垃圾渗滤液系统全氟化合物的去除技术 |
| 1.5 论文的目标和主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验处理废水 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方案及实验装置 |
| 2.2.1 FeCl_3氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.2 NaClO/亚铁氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.4 UV-Fenton实验装置及方法 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 有机物浓度测定 |
| 2.3.2 光谱特性分析 |
| 2.3.3 全氟化合物分析方法 |
| 3 氧化絮凝对垃圾渗滤液纳滤浓水难降解有机物的去除研究 |
| 3.1 不同氧化絮凝工艺的对比分析 |
| 3.1.1 FeCl_3氧化絮凝 |
| 3.1.2 NaClO/亚铁氧化絮凝 |
| 3.1.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝 |
| 3.1.4 氧化絮凝性能对比分析 |
| 3.2 H_2O_2/亚铁氧化絮凝去除难降解有机物实验的参数优化 |
| 3.2.1 初始pH值的影响 |
| 3.2.2 FeSO_4·7H_2O投加量的影响 |
| 3.2.3 H_2O_2投加量的影响 |
| 3.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对难降解有机物去除总体特性分析 |
| 3.3.1 三维荧光光谱分析 |
| 3.3.2 紫外-可见光谱分析 |
| 3.3.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.3.4 凝胶色谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 氧化絮凝处理后纳滤浓水中难降解有机物深度处理研究 |
| 4.1 Fenton与 UV-Fenton的对比分析 |
| 4.1.1 氧化性能对比 |
| 4.1.2 有机物降解总体特性对比 |
| 4.2 UV-Fenton深度降解纳滤浓水实验参数优化 |
| 4.2.1 Fe SO4·7H2O投加量的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2投加量的影响 |
| 4.3 UV-Fenton对纳滤浓水中难降解有机物去除的特性分析 |
| 4.3.1 三维荧光光谱分析 |
| 4.3.2 紫外-可见光谱分析 |
| 4.3.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.3.4 有机物分子量分布分析 |
| 4.4 组合工艺对难降解有机物的实际处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 氧化絮凝及芬顿氧化对全氟化合物的去除研究 |
| 5.1 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除研究 |
| 5.1.1 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除效果 |
| 5.1.2 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除过程 |
| 5.2 UV-Fenton对全氟化合物的去除研究 |
| 5.2.1 UV-Fenton对全氟化合物的去除效果 |
| 5.2.2 UV-Fenton对全氟化合物的去除过程 |
| 5.3 组合工艺对全氟化合物的去除研究 |
| 5.4 溶解性有机物对全氟化合物的去除影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（8）电絮凝法去除水体中砷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体砷污染概述 |
| 1.1.1 砷的来源 |
| 1.1.2 砷在水中的存在形态 |
| 1.1.3 水体中砷的污染现状 |
| 1.2 砷污染危害 |
| 1.2.1 砷的毒性 |
| 1.2.2 水体中砷的污染控制标准 |
| 1.3 现有水体中砷污染处理技术 |
| 1.3.1 混凝沉淀法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜法 |
| 1.3.4 生物法 |
| 1.3.5 离子交换法 |
| 1.3.6 电絮凝法 |
| 1.4 电絮凝法在水处理中的研究进展 |
| 1.4.1 电絮凝法原理 |
| 1.4.2 电絮凝法研究现状 |
| 1.4.3 电絮凝法处理水体中砷的研究进展 |
| 1.4.4 电絮凝法优势 |
| 1.5 论文研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 电絮凝除砷单因素影响实验方法 |
| 2.2.1 溶液的配制及前处理 |
| 2.2.2 电极预处理 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 电絮凝除砷过程中铁形态变化分析方法 |
| 2.3.1 总铁测定 |
| 2.3.2 总溶解铁测定 |
| 2.3.3 二价铁测定 |
| 2.3.4 三价铁测定 |
| 2.4 电絮凝产物表征方法 |
| 2.4.1 XRD表征方法 |
| 2.4.2 FTIR表征方法 |
| 2.5 水质常规指标检测方法 |
| 第三章 .电絮凝对砷的去除效率及影响因素 |
| 3.1 电极及电流的选择 |
| 3.1.1 电极的选择 |
| 3.1.2 电流的选择 |
| 3.2 电絮凝过程中铁的产生 |
| 3.3 不同pH条件下As(Ⅴ)的去除 |
| 3.4 水体中共存含氧阴离子的影响 |
| 3.4.1 磷酸根(PO_4~(3-))对电絮凝去除As(Ⅴ)的影响 |
| 3.4.2 硅酸根(SiO_3~(2-))对电絮凝去除As(Ⅴ)的影响 |
| 3.5 水体中溶解性有机碳的影响 |
| 3.6 钙离子对电絮凝去除As(Ⅴ)的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 电絮凝固体产物分析 |
| 4.1 电絮凝产物XRD分析 |
| 4.2 电絮凝产物FTIR分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 电絮凝除砷在自然水体中的应用 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 发明成果 |
| 学位论文数据集 |
（9）电化学活化高锰酸钾产生Mn（Ⅲ）去除水中双氯芬酸的效能与机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 物理法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 高锰酸钾氧化技术的研究进展 |
| 1.3.1 单独高锰酸钾氧化技术的研究进展 |
| 1.3.2 强化高锰酸钾氧化技术的研究进展 |
| 1.4 三价锰的产生及应用现状 |
| 1.4.1 固态锰的溶解 |
| 1.4.2 二价锰的氧化 |
| 1.4.3 高价态锰的还原 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.1 实验药品及材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验装置及步骤 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 有机物浓度测定 |
| 2.3.2 中间产物的测定 |
| 2.3.3 总有机碳(TOC)测定 |
| 2.3.4 活性炭纤维表面形貌及元素分析 |
| 3 二价锰促进电-高锰酸钾体系去除水中双氯芬酸 |
| 3.1 不同方法对双氯芬酸的去除效能 |
| 3.2 二价锰投加量对E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.3 溶液初始pH对 E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.4 电流密度对E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.5 高锰酸钾投加量对E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.6 污染物浓度对E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.7 不同本底水质对E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的影响 |
| 3.8 E-PM-Mn~(2+)体系去除双氯芬酸的能耗分析 |
| 3.9 E-PM-Mn~(2+)体系对其他污染物的去除效能 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 活性炭阴极增强电-高锰酸钾去除水中双氯芬酸的研究 |
| 4.1 不同方法对电-高锰酸钾去除水中双氯芬酸的影响 |
| 4.2 初始溶液p H对 E-ACF-PM锰体系去除双氯芬酸的影响 |
| 4.3 电流密度对E-ACF-PM体系去除双氯芬酸的影响 |
| 4.4 高锰酸钾投加量对E-ACF-PM体系去除双氯芬酸的影响 |
| 4.5 活性炭的重复使用对E-ACF-PM体系去除双氯芬酸的影响 |
| 4.6 不同本底水质对E-ACF-PM体系去除双氯芬酸的影响 |
| 4.7 E-ACF-PM体系去除水中双氯芬酸的能耗分析 |
| 4.8 E-ACF-PM体系对水中其他污染物的去除 |
| 4.9 本章小结 |
| 5 电-高锰酸钾体系产生Mn(Ⅲ)的机理研究 |
| 5.1 E-PM-Mn~(2+)体系对双氯芬酸去除的机理探究 |
| 5.1.1 自由基淬灭试验 |
| 5.1.2 锰中间氧化态分析 |
| 5.1.3 E-PM-Mn~(2+)体系体系对双氯芬酸去除的机理 |
| 5.2 E-ACF-PM体系去除水中双氯芬酸的机理探究 |
| 5.2.1 自由基淬灭试验 |
| 5.2.2 锰中间氧化态分析 |
| 5.2.3 活性炭纤维表面形态分析 |
| 5.2.4 活性炭纤维表面元素分析 |
| 5.2.5 E-ACF-PM体系去除双氯芬酸的机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 E-PM体系降解双氯芬酸的中间产物、路径及毒理学分析 |
| 6.1 E-PM体系对双氯芬酸去除的中间产物及反应路径分析 |
| 6.1.1 E-PM-Mn~(2+)体系对双氯芬酸去除的中间产物及反应路径分析 |
| 6.1.2 E-ACF-PM体系对双氯芬酸去除的中间产物及反应路径分析 |
| 6.2 E-PM体系对双氯芬酸去除过程的毒理学分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论、创新点与研究展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读博士期间所发表的论文目录 |
| B 作者在攻读博士学位期间公开国家专利目录 |
| C 作者在攻读博士学位期间参加的科研课题目录 |
| D 作者在攻读学位期间获奖情况 |
| E 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（10）植物净化耦合电化学氧化工艺处理河道废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 河道废水治理的概述 |
| 1.2.1 国内外河道废水的现状 |
| 1.2.2 常见的河道废水治理方法 |
| 1.2.3 河道废水中COD和氨氮的去除方法 |
| 1.3 植物法处理污水 |
| 1.3.1 常见的植物净化废水的应用 |
| 1.3.2 水生植物的分类 |
| 1.4 电化学法处理污水 |
| 1.4.1 电化学法净化废水的应用 |
| 1.4.2 常见的钛基涂层电极 |
| 1.5 研究内容及方案 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容及方法 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 材料和方法 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验材料选择 |
| 2.2.1 水生植物 |
| 2.2.2 涂层电极 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 水生植物净化河道废水实验 |
| 2.3.2 电化学氧化技术河道废水实验 |
| 2.4 实验检测及分析方法 |
| 2.4.1 水样中基本组分检测方法 |
| 2.4.2 表征分析方法 |
| 2.4.3 权重与动力学分析 |
| 2.4.4 参数去除率计算方法 |
| 第3章 水生植物对河道废水的净化效果研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验用水 |
| 3.1.2 实验材料及装置 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 水生植物对河道废水净化效果 |
| 3.2.1 挺水植物净化效果 |
| 3.2.2 漂浮植物净化效果 |
| 3.2.3 组合植物净化效果 |
| 3.3 水生植物对废水中pH值的影响 |
| 3.4 基质表征分析及净化废水的影响 |
| 3.4.1 鹅卵石基质红外光谱分析 |
| 3.4.2 鹅卵石基质对净化废水的影响 |
| 3.5 各水生植物组的综合评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 电化学氧化法处理河道废水研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验用水 |
| 4.1.2 电极材料及电解装置 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 阳极Ti/IrO_2-Ta_2O_5性能表征 |
| 4.2.1 电极的电化学性能测试 |
| 4.2.2 阳极表面形貌表征及能谱分析 |
| 4.3 单因素的去除效果影响 |
| 4.3.1 电解质的去除效果影响 |
| 4.3.2 电流密度的去除效果影响 |
| 4.3.3 初始pH的去除效果影响 |
| 4.4 电化学法对COD降解的动力学研究 |
| 4.4.1 电化学法降解COD动力学模型 |
| 4.4.2 单因素降解COD的动力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 植物净化耦合电化学氧化去除污染物机理及效果研究 |
| 5.1 三维荧光特性分析 |
| 5.2 植物法净化河道废水机理 |
| 5.3 电化学法去除氨氮及COD的机理分析 |
| 5.3.1 电化学去除氨氮的机理分析 |
| 5.3.2 电化学去除COD的机理分析 |
| 5.4 耦合工艺对氨氮及COD去除效果影响 |
| 5.4.1 耦合工艺对于氨氮去除效果影响 |
| 5.4.2 耦合工艺对于COD去除效果影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 导师简介 |
| 企业导师简介 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
四、电化学法处理水中腐殖酸的研究（论文参考文献）
- [1]混凝沉淀法去除水中Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的效能及基质影响研究[D]. 肖妍. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究[D]. 谢莉. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]二维与三维电极电催化氧化降解安替比林的研究[D]. 王旭. 中北大学, 2021(09)
- [4]三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究[D]. 韦春满. 桂林理工大学, 2021(01)
- [5]混凝-电解法处理实际晚期垃圾渗滤液废水的研究[D]. 张超伟. 广州大学, 2020(02)
- [6]渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究[D]. 王辉. 上海交通大学, 2020
- [7]垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究[D]. 郭芳. 北京交通大学, 2020(03)
- [8]电絮凝法去除水体中砷的研究[D]. 刘旭. 浙江工业大学, 2020(02)
- [9]电化学活化高锰酸钾产生Mn（Ⅲ）去除水中双氯芬酸的效能与机理研究[D]. 朱云华. 重庆大学, 2019(01)
- [10]植物净化耦合电化学氧化工艺处理河道废水的研究[D]. 吴双荣. 华北理工大学, 2020(02)