一、水溶性染料废水氧化处理的研究（论文文献综述）
徐向枝[1]（2021）在《臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究》文中进行了进一步梳理纺织印染行业一方面获得了可观的经济收益,但同时也产生了成吨的污染废水。单纯的生物方法已经无法满足废水的处理要求,同时资金投入比较高昂。通过对微电解填料与臭氧联合应用,创造性的结合形成了臭氧/微电解处理工艺,更加高效的将内部电解的优点以及与臭氧协同作用发挥出来。为了使印染废水达到标准排放,我们研究了不同臭氧/微电解的耦合方式对染料废水的处理效率,和反应体系中的化学反应原理,探究和优化了两个主要工艺参数。首先,通过实验结果对三种臭氧与微电解方式进行比较分析,我们发现OIE工艺的处理效率远远比O3+IE和IE+O3高,不仅运行成本较低,同时反应速率快;当三种工艺的处理效果一致时,OIE工艺的运行时间比O3+IE和IE+O3工艺少了一倍。另外,OIE工艺能够将合理的控制废水中生成的苯胺浓度,保持低生物毒性水平,同时实现活性偶氮染料废水的清洁环保性。当利用OIE工艺对活性偶氮染料活性模拟废水进行处理时,进水溶液的COD浓度为150 mg/L,反应一小时就取得良好的处理效果,溶液的色度降至30倍左右,COD的处理效率达到60%。其次,OIE反应体系是由臭氧和零价铁组成的耦合复杂系统。其作用机理包括臭氧氧化,铁碳微电解和铁的催化。该反应体系不仅能够产生更多的自由基,同时具有较强的氧化能力。其中,染料的脱色主要是臭氧的氧化作用,在反应体系中各种功能的相互促进大大提高了有机物的去除率。最后,对OIE工艺操作参数的优化研究表明,OIE工艺处理活性偶氮染料废水的最佳参数为:COD初始浓度小于150 mg/L,pH的范围在6-9之间。综上所述,首先,OIE工艺可以有效去除废水中的色度和有机物,处理活性偶氮染料废水的一种优良高级处理工艺;其次,新型填充材料的使用,极大的缓解了材料的板结问题,臭氧与微电解的耦合也极大地降低了微电解填料的消耗速率。实际印染废水的处理效率表明该工艺具有很强的推广应用价值。
高奕珏[2]（2021）在《壳聚糖基膜的制备及其用于印染废水处理研究》文中研究说明印染废水作为一种不易处理的废水,通常其色度深、毒害污染物含量高、危害大。偶氮染料是使用较广的染料种类,由于该类染料具备致癌性的前体及其降解产物-芳香胺,因而该类染料脱色的研究得到研究者关注。其中酸性黑10B和刚果红作为重要的深色双偶氮染料,由于具有稳定的理化性质,因而被广泛应用于天然材料及人造材料的染色,但是这两种染料分子结构中含有芳香环,废弃在水体环境中难被降解,且对生物体具有“三致”危害,因而选取酸性黑10B和刚果红作为特定的染料进行处理研究具有典型代表性。壳聚糖是在自然界来源广且储量多的一种天然碱性多糖,无毒无害,无二次污染,其特殊的理化性质赋予其较高的吸附能力。由于粉末状壳聚糖作为吸附剂,吸附后易流失,难被回收利用。考虑到壳聚糖具有优良的成膜特性,本课题通过制备不同壳聚糖基膜材料,分别研究了其对具有典型代表性的双偶氮染料-酸性黑10B及刚果红处理效果,并分析了机理,此外考察比较了八种不同吸附材料对模拟废水及实际印染废水的处理效果。本课题主要研究内容为:（1）分别通过单因素试验考察试验因素对四种不同壳聚糖基膜吸附酸性黑10B和刚果红性能的影响,运用吸附模型拟合,并结合相关表征,分析机理。（2）通过正交试验和响应面方法设计试验考察了壳聚糖-聚合氯化铝-沸石粉复合膜的最优制备条件及运行参数间的交互作用,运用minitab软件中D-最优搜索函数功能考察了膜的吸附性能。（3）探讨了三元复合膜重复使用及再生效果,以及运用来处理实际印染废水的可行性;比较了不同种吸附材料分别对酸性黑10B和刚果红模拟废水及实际印染废水的吸附效果。主要结论为:（1）壳聚糖-聚合氯化铝复合膜最优制备条件:3.2 g/L的聚合氯化铝溶液添加量为4 m L,反应温度为30℃,膜液熟化时间为24 h时,膜液烘干温度为75℃,经去离子水洗涤后膜烘干温度为35℃,脱膜液为2.5 mol/L的Na OH溶液;壳聚糖-沸石粉复合膜最优制备条件:壳聚糖溶液浓度为2%,沸石粉投加量为0.04 g（对于酸性黑10B）和0.07 g（对于刚果红）;壳聚糖-聚合氯化铝-沸石粉复合膜制备参数的单因素试验表明:对于酸性黑10B和刚果红,最优制备参数分别为:沸石粉添加量0.05,0.08 g,3.2 g/L的聚合氯化铝溶液添加量为4 m L,5 m L,反应温度均为30℃,膜液熟化时间均为24 h。（2）四种膜材料对酸性黑10B和刚果红的吸附行为均能用Langmuir模型描述,对酸性黑10B和刚果红的吸附均可自发进行;准二级动力学模型均可描述四种膜材料对酸性黑10B及刚果红的吸附过程,吸附作用为化学控速步骤。（3）三元复合膜中的壳聚糖、沸石粉、聚合氯化铝之间存在协同效应,且三元复合膜对模拟废水及实际印染废水中的刚果红和酸性黑10B均有较好处理效果,并能多次再生并重复利用。（4）对于酸性黑10B,当温度为63℃,初始浓度为2807.44 mg/L,时间为339.5682 min时,三元复合膜能达到对酸性黑10B的最大理论吸附量,为5337.6644 mg/g;当温度为58℃,初始浓度为2807.44mg/L,时间为405.3425min时,三元复合膜能达到对刚果红的最大理论吸附量为2534.29 mg/g。（5）通过4次的吸附、解吸、再生循环,壳聚糖-聚合氯化铝-沸石粉复合膜仍然能较好吸附酸性黑10B和刚果红实际印染废水。
郭康鹰[3]（2021）在《造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究》文中研究指明造纸污泥处理难度大,处置费用高,造纸污泥的处理处置已成为困扰造纸企业发展的难题。鉴于木浆造纸污泥中木质素含量丰富,本文利用木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚和醚化反应,并调控接枝单体的种类及反应条件,制备出了具有不同分子构型、分子量和电荷密度的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;通过现代分析仪器与方法,表征了制备出的上述系列目标产品的物化性质,研究了具有不同分子结构的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂单独或与无机混凝剂复配应用于染料废水脱色处理中的絮凝行为及絮凝脱色效能,揭示出了目标产品去除水体中不同类型染料的构效关系;通过在线监测目标产品作用下絮体生长动态过程,研究了絮凝过程中形成的絮体特性,明确了絮体特性与絮凝脱色效果之间的关系;通过测定目标产品单独或与无机混凝剂复配作用下生成絮体的荷电情况,结合絮凝脱色效果及絮体特性明确了其去除水体中不同类型的染料的作用机制。本文的主要研究内容与研究结论如下:（1）以木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚或醚化反应引入阳离子性的季胺基团,通过改变合成方法及反应条件来调控目标产物的结构,研制出了具有不同分子构型、分子量及电荷密度的系列木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;采用红外光谱仪（FTIR）、透射电镜（TEM）、凝胶色谱仪（GPC）、X射线光电子能谱（XPS）、颗粒电荷密度分析仪（PCD）等现代分析仪器及方法对制备出的目标产品进行了结构表征。结果表明,接枝共聚法制备出的絮凝剂具有丰富的阳离子支链,而醚化法制备出的絮凝剂具有长链线性结构;通过改变接枝共聚反应过程中引发剂（过硫酸钾,KPS）、甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）的投加量及搅拌速度可以调控目标产物的分子量和电荷密度。（2）优选出了两种具有相近分子量和电荷密度但是不同分子构型的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂并用于处理分散红（DR）和活性翠兰（RB）模拟染料废水,研究了其絮凝脱色效果、絮凝行为及絮体特性。结果表明,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂均具有良好的絮凝脱色性能,其色度去除率可分别达到94.4%和95.4%,而线性絮凝剂对上述两种染料的去除率仅79.2%和73.4%;此外,支链型絮凝剂达到最佳色度去除率时所需的投加量远远小于线性絮凝剂,因此其应用成本更低;支链型絮凝剂生成的絮体粒径更大、结构疏松,并且其抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能均优于线性絮凝剂作用下的絮体。改变实验水样的初始pH,研究了两种絮凝剂的絮凝行为,结果表明,支链型絮凝剂受水样pH的影响较小;当模拟染料废水中存在一定浓度的腐殖酸（HA）和高岭土悬浮颗粒时,支链型絮凝剂仅需适度提高投加量即可达到理想的絮凝脱色效果,并且可以实现UV254的同步去除;在RB模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,支链型絮凝剂可去除90%以上的UV254,而线性絮凝剂对UV254的去除率不足60%;在DR模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,两种絮凝剂对UV254的去除率都相对较低,但也能达80%左右。综上所述,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂的絮凝脱色效果、絮体特性及适用范围均优于线性絮凝剂。这是由于支链型絮凝剂具有丰富的阳离子性侧链,在水中充分伸展,可以同时吸附在多个胶体和微粒表面,因此提供了更强的吸附架桥作用。（3）采用接枝共聚法,通过改变KPS、DMC的投加量及搅拌速度,研制出了一系列具有不同分子量及电荷密度的支链型絮凝剂,研究了该系列絮凝剂在RB模拟染料废水处理中的絮凝脱色效果、絮体特性及作用机制。结果表明,絮凝剂的电荷密度及分子量并非越高越好,两者之间具有协同作用;当絮凝剂的分子量过高但是电荷密度有限时,其丰富的阳离子侧链无法充分伸展,反而会由于空间位阻效应阻碍了絮凝剂分子与染料胶体颗粒的接触反应;絮凝剂的电荷密度与其最佳投加量和应用成本大致呈负相关,但是絮凝剂的电荷密度并不能直接影响其最佳絮凝脱色效果,在不考虑经济效益的情况下,当其分子量>5×105 g/mol时,电荷密度较低的絮凝剂可以通过提高投加量来达到理想的色度去除效果;但是,絮凝剂的分子量与其最佳投加量、应用成本和絮凝脱色性能之间的相关性不大。絮体的结构特性与絮凝剂的分子量和电荷密度都具有相关性,当絮凝剂的电荷密度较低时,絮体结构主要受电荷密度的影响,电荷密度越高絮体结构越疏松;但是当电荷密度达到25000 μeq/L时,絮体结构主要受分子量的影响,分子量越大絮体结构越疏松;值得注意的是,絮凝剂的分子量和电荷密度并不能直接决定絮体的抗破碎能力、恢复再生能力及粒径大小等絮体特性,这说明絮凝剂的分子量和电荷密度共同发挥作用,仅改变两者之一无法有效地改善絮体结构。综上所述,要想达到理想的絮凝脱色效果,需要综合考虑絮凝剂的分子量、电荷密度及染料性质。（4）根据上述絮凝剂的构效关系的研究结果优选出了一种高效的造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂,将其命名为PS-g-DMC。以商业级木质素为原材料,采用相同的合成方法（接枝共聚法）、物料比及反应条件制备出商业级木质素基有机高分子絮凝剂（LBF）,对比研究了 PS-g-DMC和LBF在DR和RB模拟染料废水脱色处理中的絮凝行为。结果表明,PS-g-DMC与LBF在水中均呈分枝状结构,并且PS-g-DMC的支链伸展状态更佳;两种絮凝剂具有相似的絮凝脱色效果,甚至PS-g-DMC的色度去除效果略优于LBF。对比研究PS-g-DMC与聚合氯化铝（PAC）和阳离子型聚丙烯酰胺（CPAM）的絮凝脱色效果,结果表明PS-g-DMC生成的絮体粒径较大、结构疏松,抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能都较强,因此其絮凝脱色效果略优于PAC和PAC+CPAM复配混凝体系;在不同pH条件下,PS-g-DMC的絮凝脱色性能较稳定,尤其是在DR模拟染料废水处理中,在pH=2.0～10.0的范围内,PS-g-DMC的色度去除率均能达90%;但是,PAC和PAC+CPAM体系的混凝脱色效果受水样初始pH的影响较大,两种混凝体系的pH适用范围均为4.0～6.0。（5）改变PAC的碱化度、PAC/PS-g-DMC的质量比,研究了 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系在分散黄（DY）模拟染料废水处理中的混凝行为。研究结果表明,PAC&PS-g-DMC复合混凝剂并非PAC和PS-g-DMC两种溶液的物理混合,而是PS-g-DMC与铝盐水解产物发生了相互作用产生的新产物;PS-g-DMC与PAC之间的相互作用削弱了两种药剂的应用效能,因此PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝效果及絮体特性虽优于单独PAC体系,但是不及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系;在PAC&PS-g-DMC复合混凝体系中,PAC的碱化度和PAC/PS-g-DMC质量比较低时混凝脱色效果较好,但是在PAC+PS-g-DMC复配混凝体系中PAC/PS-g-DMC质量比较高时混凝脱色效果较好;无论是PAC&PS-g-DMC复合混凝剂还是PAC+PS-g-DMC复配混凝体系,PS-g-DMC的加入都可以减少PAC的投加量、扩宽体系的pH适用范围、改善絮体结构并且提高絮体的沉降分离性能。（6）最后,以实际印染废水为实验水样,对比研究了 PS-g-DMC与PAC的混凝-絮凝行为,以及PS-g-DMC和CPAM用作PAC助剂时的助凝行为。实验结果表明,PAC主要去除类腐殖酸类污染物和染料颗粒,PS-g-DMC不仅可以去除上述两种污染物,还能有效地去除类色氨酸类污染物,因此PS-g-DMC对化学需氧量（CODCr）的去除效果明显优于PAC及PAC+CPAM复配混凝体系;当PS-g-DMC 用作 PAC 的助凝剂时,可以在一定程度上提高色度去除率、CODCr去除率,并且改善絮体结构,但是其助凝效果不及CPAM。用PS-g-DMC二次处理PAC混凝出水时,可以有效地提高混凝体系的色度去除率和CODCr去除率,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率和CODCrr去除率相较于单独的PAC体系分别提高了16.2%和1 3.3%;考虑到实际印染废水处理中后续厌氧生物池进水的pH要求,本文将实际印染废水的pH值调至7.0,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率、浊度去除率和CODCr去除率分别为90.2%、82.5%和32.6%,比单独PAC混凝体系分别提高了 23.0%、27.9%和16.6%;此外,二次混凝体系的出水pH稳定在7.10±0.03,符合后续生物处理的进水要求。
牛戈[4]（2021）在《β-环糊精基纳米球的制备及其对印染废水的脱色处理》文中提出随着现代化工业的飞速发展,大量印染废水排入水体,加剧了水体的污染程度。印染废水具有排放量大、组分复杂、色度较高、毒性大、污染物化学性质较为稳定、不易被降解的特点,严重阻碍了国民健康及经济社会的可持续发展,因此印染废水的脱色处理已成为环境修复研究中的重点之一。目前常用的印染废水脱色处理方法中,吸附法以其成本低、操作工艺简单、效果理想且不会产生二次污染的特点成为了工业上较为常用的方法。与此同时,随着更多价廉、高效、可再生的新型吸附剂的出现,使得吸附法在印染废水脱色处理上有了更大的发展潜力。目前,工业上常用的吸附剂包括粘土/沸石、活性炭（AC）、活性氧化铝、农业固体废弃物吸附剂等,然而这些传统吸附剂对于印染废中污染物的吸附效果较差且再生困难,因此,为了实现对印染废水的高效、低成本吸附,许多学者在传统吸附剂的基础上开发了众多的新型吸附剂。β-环糊精（β-CD）作为一种具有特殊空腔结构（外腔亲水、内腔疏水）的环状低聚糖大分子,可与有机或无机化合物形成主客体包络作用,具有价廉易得、可生物降解的优点,因此可以用于印染废水的脱色处理。然而它易溶于水,吸附染料后不易从废水中分离出来的特点限制了它在废水脱色领域的应用,因此需要对β-CD进行化学修饰,以实现其水不溶性,从而提高β-CD的可用性。本论文以N,N二甲基甲酰胺（DMF）为溶剂,六氯环三磷腈（PNC）为交联剂,聚乙烯亚胺（PEI）为表面修饰剂,经亲核取代反应制备出两种β-CD基纳米球（β-CDN和β-CDN@PEI）;采用固态核磁共振波谱仪、傅里叶变换红外光谱仪、场发射扫描电镜和Zeta电位-粒径分析仪对两种纳米球的结构及形态进行了系统表征,并对其水溶性进行了研究;同时将制备的β-CD基纳米球用作吸附剂分别对两种阳离子染料（亚甲基蓝、碱性红14）和三种阴离子染料（酸性黄11、直接红81、甲基橙）进行吸附研究,并与AC的吸附性能进行比较,得出如下结论:（1）论文制得的两种β-CD基纳米球在保证β-CD原有空腔结构的基础上,克服了后者易溶于水的缺点,同时纳米球表面粗糙,具有较高的比表面积,有助于实现吸附剂对多种污染物的高效吸附。（2）模拟染液的p H对吸附剂的吸附能力起着至关重要的作用。随着模拟染液p H值的增大,两种吸附剂对阳离子染料的吸附率逐渐增大,对阴离子染料的吸附率逐渐减小。两种吸附剂和AC对模拟染液中染料的吸附均符合Langmuir等温吸附模型和拟二级吸附动力学模型。拟合结果表明,三种吸附剂中β-CDN对阳离子染料的吸附效果最好,AC次之,β-CDN@PEI则相对较差,其中β-CDN对阳离子染料的饱和吸附量可达到AC的2倍左右;β-CDN@PEI对阴离子染料的吸附效果最好,β-CDN次之,AC最差,其中β-CDN@PEI对阴离子染料的饱和吸附量可达到活性炭的2-3倍,吸附速率可以达到AC的8-42倍。综合上述研究结果,β-CDN更适用于对阳离子染料的吸附;β-CDN@PEI更适用于对阴离子染料的吸附。（3）在经过10次连续的吸附-脱附循环后,β-CDN和β-CDN@PEI对染料的吸附性能仍保持稳定。结果表明,所制备的β-CD基纳米球对染料具有优异的循环吸附性且再生简便,可实现吸附剂的快速回用。（4）与单一染料的吸附相比,β-CDN和β-CDN@PEI两种吸附剂在亚甲基蓝-甲基橙（MB-MO）混合染液中对两种染料的吸附率更高,这一结果可归因于两种染料不同电性能之间的静电相互作用,在它们之间形成协同吸附效果。此外,在酸性条件下,两种吸附剂对MBMO混合染液中两种染料的吸附能力相对较好。
侯超[5]（2021）在《基于自氧化过程的高效阳离子染料降解反应体系的构建》文中提出阳离子染料废水具有成分复杂、COD浓度高、p H低、色度高且可生化性差的特点,传统的处理方式很难实现达标排放。研究表明阳离子染料分子具有自氧化特性,即染料分子吸收特定波长的可见光后产生电子与空穴对,电子将传输到与之相接触的材料表面,而空穴则将自身氧化。因此,电子与空穴的有效分离是决定染料分子自氧化的关键,以下是目前限制自氧化的关键因素:（1）阳离子染料分子在半导体材料表面的吸附和电子注入性能;（2）染料分子对特征波长光子数的吸收。本研究基于染料分子自氧化特性构建阳离子染料废水降解反应体系,通过利用具有高吸附和电荷注入性能半导体及特征光转换薄膜共同促进阳离子染料废水自氧化。本工作主要从以下两方面展开:（1）半导体材料优良的吸附性能和电子注入效率是染料分子在其表面实现自氧化的必要条件。本设计通过调控盐酸和醋酸的用量及配比,利用水热法成功制备三相介孔Ti O2,并用磷酸修饰其表面,获得具有良好吸附性和电子注入性能的半导体材料。实验证明,H3PO4在三相Ti O2的表面修饰能够有效地改善半导体表面的电负性,从而实现对阳离子染料的高效吸附。两者之间的有效接触也为阳离子染料分子的电子传输提供了通道,从而提高了其电子与空穴的分离效率。相比于自然光照射下染料的光解,加入H3PO4修饰三相Ti O2半导体后,阳离子染料废水降解效率提升了23.14倍。（2）染料分子的自氧化需要吸收特征波长的可见光,增强特征波长可见光的光子数可进一步促进染料分子的自氧化。通过溶胶-凝胶法制备出具有蓝、绿和黄色发光特性的Zn O量子点（Zn O-QD）,并混入PDMS中制备具有紫外光转换效应的高透明薄膜。结果显示该紫外光转换薄膜能够长期稳定的将大部分紫外光转换为特征波长的可见光;在阳离子染料自氧化降解实验中,使用Zn O-QD紫外光下转换薄膜后,降解效率提高了8.8%。本设计充分利用阳离子染料分子自氧化特性,构建了降解反应体系,有效解决阳离子染料分子的电荷转移和光吸收的问题,这为阳离子染料废水的高效处理提供了借鉴。
于宽宽[6]（2021）在《氧化石墨烯负载涤纶织物对阳离子染料和Cr（Ⅵ）的去除研究》文中研究说明为了促进废旧涤纶织物的回收利用,本文首先使用氢氧化钠对废旧涤纶织物进行表面改性引入羧基,并使用氧化石墨烯（GO）水分散液对改性涤纶织物进行整理以制备GO负载涤纶织物（GO@C-PET）,考察了改性涤纶羧酸含量、GO浓度、p H值和浸渍温度对涤纶织物表面GO负载量的影响,并采用场发射扫描电镜（SEM）、电子能谱仪分析（EDX）、傅里叶红外光谱（FTIR）和X射线光电子能谱（XPS）等技术对GO@C-PET的表面形貌、元素组成和表面结构等方面进行了表征。然后使用GO@C-PET对水体中不同结构的阳离子染料（罗丹明B、碱性红2和碱性绿4）和Cr（Ⅵ）进行吸附去除实验,重点分析了GO负载量、反应温度、反应体系p H、GO负载次数、GO@C-PET加入量及反应体系中无机盐和表面活性剂等与染料和Cr（Ⅵ）去除率之间的关系,并考察了GO@C-PET对罗丹明B（Rh B）和Cr（Ⅵ）的同时去除性能。此外,还研究了GO在不同纤维织物表面的负载性能及其对Rh B和Cr（Ⅵ）的吸附去除性能。实验结果表明,涤纶表面羧酸量和GO浓度的增加、整理浴温度的升高和p H值的降低均能够显着提高GO在涤纶表面的负载量,有利于GO在涤纶织物表面的负载。GO@C-PET对水溶液中的Rh B和Cr（Ⅵ）均显示出显着的吸附去除性能。其中GO负载量的提高、反应温度的升高和GO负载次数可以显着提高其对Rh B和Cr（Ⅵ）的吸附去除性能。通过增加GO@C-PET的加入量几乎能够将水中的Rh B和Cr（Ⅵ）完全去除。在酸性条件下GO@C-PET对Rh B和Cr（Ⅵ）的去除均表现出优异的性能,然而在中性和碱性条件下不利于Cr（Ⅵ）的去除。反应体系中无机盐和表面活性剂对GO@C-PET吸附Rh B和Cr（Ⅵ）起到一定程度的抑制作用。GO@C-PET对不同结构阳离子染料都显示出吸附去除性能。其中分子量小的碱性绿4和碱性红2更易于被去除。此外,GO在改性涤纶织物表面的负载及其对Rh B和Cr（Ⅵ）的去除性能均优于其他纤维材料。
江标[7]（2021）在《金属有机框架Cu-BTC负载棉织物对偶氮染料和Cr（Ⅵ）的去除研究》文中进行了进一步梳理本文首先使用丁烷四羧酸（BTCA）对棉织物进行改性反应引入羧基,然后以Cu（NO3）2和均苯三甲酸（H3BTC）为原料通过轧-烘-焙后整理工艺在改性棉织物表面负载金属有机框架Cu-BTC,重点研究了棉织物表面羧酸基含量和轧-烘-焙工艺参数对Cu-BTC在织物表面负载量的影响以及负载织物对偶氮染料活性红195和Cr（Ⅵ）去除作用。然后通过场发射扫描电镜（SEM）、元素能谱（EDX）、X射线衍射（XRD）、傅里叶红外光谱（FTIR）和光电化学分析等技术对Cu-BTC负载织物的表面形貌、元素组成、分子结构和光电性能等方面进行了表征。最后将Cu-BTC负载织物作为光催化剂分别应用于水体中活性红195和Cr（Ⅵ）的去除反应中,重点考察了Cu-BTC负载量、辐射光强度、反应体系p H值和织物用量等因素对染料脱色率和Cr（Ⅵ）还原率的影响。实验结果表明,多项表征技术证明Cu-BTC晶体颗粒已成功地负载于棉纤维表面并发挥着半导体型光催化剂的特性。棉织物羧酸基含量的增加显着提高了Cu-BTC在棉织物表面负载量,而阳离子固定剂的加入能够进一步提高Cu-BTC在棉织物表面的负载牢度。Cu-BTC负载量和辐射光强度的增加能够显着提高负载织物对偶氮染料和Cr（Ⅵ）去除作用,弱酸性条件更有利于促进负载织物光催化活性的发挥,使两种污染物被进一步去除。Cu-BTC负载织物作为光催化剂时反应体系中生成的空穴和氢氧自由基等是使染料发生脱色降解的主要因素。这对于推动Cu-BTC材料的工业化制备应用和环境净化功能纺织品的发展都具有重要的实际指导作用。
陈华泉[8]（2020）在《茶渣活性炭的制备、改性及其在印染废水处理中的应用研究》文中研究指明以普洱熟茶为原料生产速溶茶的工艺使得该种速溶茶加工过程产生的固体废弃物-速溶茶茶渣（茶渣）的应用范围较窄。该茶渣的固定碳含量高,且其产量大、易收集、成本低廉,是一种理想的活性炭原料。本文以此茶渣为原料制备活性炭,采用硝酸氧化法进行改性,在保持活性炭微观结构不受破坏的情况下,增加活性炭的表面酸性官能团含量,利用改性活性炭处理阳离子染料印染废水和阴离子染料印染废水,以期实现对两种印染废水中染料与重金属离子的有效去除。本文主要研究内容如下:以此茶渣为原料,分别探讨了氢氧化钾和氯化锌两种活化剂制备活性炭过程中活化温度、活化剂用量和活化时间对活性炭吸附性能的影响。研究结果表明,在升温速率为5℃/min,常温浸渍24h的条件下,KOH法活性炭的最佳制备条件为:600℃碳化温度,活化温度800℃,浸渍比（80%KOH/生物炭的液固比wt/wt）5:1,活化时间60min。在该条件所得的活性炭的吸附性能最高,比表面积为2414m2/g,孔容为0.969 cm3/g,是以微孔为主的活性炭;在相同的升温速率下,ZnCl2法活性炭的最佳的制备条件为:活化温度600℃,浸渍比（80%ZnCl2/茶渣的液固比wt/wt）3.75:1,活化时间120min。在此条件下制备所得活性炭的比表面积为1211m2/g,总孔容为1.090cm3/g,是以中孔为主的活性炭。由于活性炭对重金属的吸附性能较差,采用硝酸氧化KOH法活性炭,以期增加活性炭表面的酸性官能团含量,提高对重金属离子的吸附性能。探讨了硝酸浓度、温度和反应时间对活性炭微观结构和表面官能团的影响。采用BET、Boehm滴定、零电荷点测定等表征手段对改性前后活性炭的微观结构和表面化学性质进行表征。结果表明,过高的硝酸浓度和过高的反应温度在提高活性炭表面酸性官能团含量的同时,也会对活性炭的微观结构产生破坏,造成比表面积和孔容降低。在适当的硝酸浓度和反应温度下,延长反应时间有利于提高表面酸性官能团含量,并且不会对活性炭的微观结构产生较大破坏。在120℃、0.5mol/L硝酸和反应4h的处理条件下,活性炭的表面酸性官能团总量从0.246mmol/g增加至1.416mmol/g,比表面积从2414m2/g增加至2576m2/g,总孔容从0.969cm3/g增加至1.179cm3/g。该条件所得的改性活性炭对亚甲基蓝、靛蓝二磺酸钠和Cd2+均有较高的吸附效果。以活性炭和改性活性炭为吸附剂,探究其对印染废水中常见的阳离子染料亚甲基蓝、阴离子染料靛蓝二磺酸钠吸附性能及其吸附机理;比较两种吸附剂对Cd2+、Zn2+、Cu2+和Pb2+四种印染废水中常见重金属离子的吸附性能,探究了两种吸附剂对Cd2+的吸附性能及吸附机理。由于孔结构与表面性质的变化,改性活性炭对亚甲基蓝的吸附性能较活性炭有所提高,其最大理论吸附值从1667mg/g增加至2000mg/g;对靛蓝二磺酸钠的吸附性能较活性炭有所降低,其最大理论吸附值从1250mg/g减少至1111mg/g。两种吸附剂对两种染料的吸附行为符合Langmuir模型,吸附动力学遵循准二级动力学模型。其吸附行为均为单分子层物理吸附。与活性炭相比,改性活性炭对四种重金属的吸附性能均有增加。由于羧基、羟基与重金属离子间的络合作用,改性活性炭对Cd2+、Cu2+、Pb2+的吸附效果高于Zn2+。改性活性炭对高毒性重金属离子Cd2+的吸附性能较活性炭有所提高,其最大理论吸附值从44.84mg/g增加至82.64mg/g。活性炭与改性活性炭对Cd2+的吸附符合Langmuir模型,吸附动力学属于准二级动力学模型。活性炭与改性活性炭对Cd2+的吸附为化学吸附和物理吸附共同作用。以改性活性炭为吸附剂,应用于亚甲基蓝/Cd2+和靛蓝二磺酸钠/Cd2+混合溶液中,探究改性活性炭对模拟的阳离子染料印染废水与阴离子染料印染废水的吸附效果及其吸附机理。研究结果表明,改性活性炭对亚甲基蓝/Cd2+混合溶液的吸附过程中,亚甲基蓝和Cd2+存在竞争吸附与静电排斥作用,造成改性活性炭对Cd2+的吸附性能降低。改性活性炭对模拟的阳离子染料溶液中两种污染物的吸附符合Langmuir模型,吸附动力学属于准二级动力学模型。对亚甲基蓝和Cd2+的吸附分别为物理吸附和物理与化学吸附共同作用的单分子层吸附。改性活性炭对靛蓝二磺酸钠/Cd2+混合溶液的吸附过程中,靛蓝二磺酸钠与Cd2+存在协同作用,提高了改性活性炭对两种污染物的吸附量。改性活性炭对模拟的阴离子染料溶液中两种污染物的吸附符合Langmuir模型,吸附动力学属于准二级动力学模型。对靛蓝二磺酸钠和Cd2+的吸附分别为物理吸附和物理与化学吸附共同作用的单分子层吸附。研究结果表明,改性活性炭有望应用于印染废水中染料与重金属的去除。
杜昭[9]（2020）在《含PVA印染退浆废水处理工艺研究》文中研究说明聚乙烯醇（PVA）是一种水溶性高分子有机聚合物,通常很难被微生物降解。由于近年来该化合物在工业生产中的使用越来越多,部分PVA废水排入水体,产生了严重的环境污染问题。因此,如何对含PVA的废水进行有效处理是目前亟待解决的问题。由于PVA是典型的难降解有机物,生物降解性差,传统的生化处理工艺难以取得满意的处理效果,一般的物理化学处理工艺对COD的去除率也很低。为了有效降解PVA,提高其生物降解性,采用铁碳-Fenton耦合氧化法对PVA进行处理,对影响PVA降解效果的主要因素进行了详细研究,并对PVA的降解机理进行了初步讨论。主要研究内容和成果如下:（1）通过正交试验和单因素优化试验,确定了铁碳-Fenton耦合氧化降解含高浓度PVA退浆废水的最佳条件,即p H值为2,Fe/C投加量为8g/L,Fe/C质量比为2:1,H2O2投加量为8 m L/L,耦合时间节点为30 min,耦合反应时长为90min。在此条件下,COD去除率达到74.1%,BOD5/COD值从0.075上升到0.32,废水的可生化性得到了明显的改善,为后续的生物处理创造了条件。（2）通过对正交实验结果的分析,得出结论,各因素对PVA氧化降解的影响大小顺序是:p H>Fe/C投加量>H2O2投加量>Fe/C质量比,即在所选定的影响因素中,p H是影响COD去除率最主要的因素,且p H对实验具有显着性影响。保证适宜的p H有利于铁碳微电解过程中亚铁离子的产生,为Fenton阶段催化H2O2提供催化剂,使整个过程得到较好的COD去除率,是确保工艺过程良好的关键条件。（3）运用活性污泥法对含高浓度PVA废水,稀释过的原废水和经Fe/C和芬顿耦合氧化的废水进行活性污泥氧化处理。结果表明,废水经铁碳和芬顿耦合氧化之后,废水中PVA被降解成易被微生物利用的物质,废水可生物降解性升高,降低了该废水后续生物处理的难度和负荷。（4）运用凝胶渗透色谱、紫外光谱和GC-MS技术初步研究了PVA的降解机理,推导出PVA被耦合反应氧化降解假设途径。铁碳微电解过程中产生还原性[H]有助于PVA解体,把大分子PVA降解为短链节的低分子量的多元醇;耦合反应开始时Fe2+与H2O2形成Fenton试剂,产生羟基自由基·OH,多元醇在活性[H]和·OH的共同作用下生成甲基丙烯酸正辛酯。
冯楚婷[10]（2020）在《功能化纤维素复合气凝胶的制备及吸附性能研究》文中认为随着印染技术的不断发展,各种不同类型的复杂合成染料投入使用,染料废水污染问题日益严重,由于染料难以生物降解,严重危害了人类的生活健康和全球的生态平衡,染料废水的净化成为保护生态环境亟需解决的难题之一。气凝胶材料具有连通的孔结构和大的比表面积,采用气凝胶吸附去除染料是一种操作简单、效率高、成本低的处理方法。纤维素是自然界中含量最多的天然线性高分子材料,相较合成高分子材料拥有环境友好和可再生的独特优势。因此,纤维素气凝胶是一种用于印染废水中染料处理的理想吸附剂,但由于其表面的羟基基团带负电,与阴离子基团会产生静电斥力,纤维素气凝胶对阴离子染料的吸附效果受到限制。为了提高纤维素对阴离子染料的吸附性能并考虑到环保性和经济性,本文以天然纤维素为原材料,采用绿色纤维素溶解体系和简单的阳离子单体接枝改性,制备一种阳离子纤维素（CCEs）。SEM、TG和XPS等表征证实了阳离子基团的成功接枝。Zeta电位显示所制备的CCEs拥有稳定的表面正电荷。在此基础上,经过化学交联和冷冻干燥过程将CCEs制备成阳离子纤维素气凝胶（CCAs）。SEM、FTIR和NMR等表征证实了化学交联的形成,压缩测试证实CCAs拥有良好的力学性能,为水下的染料吸附提供保障。染料吸附测试发现CCAs对阴离子染料曙红（EY）的去除率由纯纤维素气凝胶的5.31%提高至99.58%,并且拥有从混合染料中选择性吸附阴离子染料的性能,这主要是由于CCEs所带的正电荷对阴离子染料产生了静电吸引力,而对阳离子染料存在静电排斥。CCAs对染料的吸附符合伪二阶动力学模型、Langmuir等温线模型和Weber-Morris颗粒内扩散模型。作为一种新型环保阴离子染料吸附剂,CCAs不仅拥有对阴离子染料高的吸附量（364.22 mg/g）,并且具有抵抗环境因素的能力以及良好的循环使用性,能够满足对废水中的阴离子染料去除的实际需求。
二、水溶性染料废水氧化处理的研究（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、水溶性染料废水氧化处理的研究（论文提纲范文）
（1）臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 处理印染废水的难题 |
| 1.1.1 废水处理现状 |
| 1.1.2 国内外废水处理的差异 |
| 1.1.3 印染废水排放标准 |
| 1.2 染料、废水特点 |
| 1.2.1 染料的类别 |
| 1.2.2 印染加工 |
| 1.2.3 印染废水 |
| 1.3 活性偶氮染料废水处理技术研究现状 |
| 1.3.1 处理技术的对比分析 |
| 1.3.2 芬顿法 |
| 1.3.3 臭氧氧化法 |
| 1.3.4 微电解法 |
| 1.4 臭氧/微电解耦合工艺的应用 |
| 1.4.1 臭氧与微电解耦合的可行性 |
| 1.4.2 臭氧与微电解耦合方式 |
| 1.5 本次研究的目的及意义 |
| 1.6 课题主要研究的内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 微电解材料 |
| 2.1.3 惰性填料 |
| 2.1.4 实验水质 |
| 2.2 试验装置及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.3 检测和计算方法 |
| 2.3.1 检测指标与主要仪器 |
| 3 臭氧与微电解耦合方式和工艺 |
| 3.1 工艺耦合方式的选择 |
| 3.1.1 三种耦合方式对色度的去除效果 |
| 3.1.2 三种耦合方式对COD的去除效果 |
| 3.1.3 三种耦合方式中pH的变化 |
| 3.1.4 苯胺浓度及生物毒性的变化趋势 |
| 3.1.5 总铁离子溶出结果比较 |
| 3.2 OIE工艺处理染料废水的验证 |
| 3.2.1 处理染料模拟废水 |
| 3.2.2 处理实际染料废水 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 臭氧/微电解体系对染料的作用机制 |
| 4.1 臭氧与微电解的协同作用 |
| 4.2 电化学过程 |
| 4.3 铁与臭氧的协同 |
| 4.4 臭氧氧化过程 |
| 4.5 活性炭与臭氧的协同 |
| 4.6 微电解填料的变化 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 RR2 降解的中间产物分析 |
| 5.1 RR2 染料降解的主要中间产物 |
| 5.2 主要中间产物的浓度或峰面积变化 |
| 5.3 OIE反应体系中苯酚的降解规律 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 工艺运行参数优化 |
| 6.1 参数的正交试验分析 |
| 6.2 初始pH值对OIE处理RR2 效果的影响 |
| 6.3 初始染料浓度对OIE处理效果的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（2）壳聚糖基膜的制备及其用于印染废水处理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 印染废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理处理法 |
| 1.2.2 化学处理法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 吸附理论简述 |
| 1.3.1 吸附类型 |
| 1.3.2 影响吸附作用的因素 |
| 1.3.3 吸附热力学 |
| 1.3.4 吸附动力学 |
| 1.4 壳聚糖及衍生物在印染废水处理中的应用 |
| 1.4.1 壳聚糖的结构及理化性质 |
| 1.4.2 壳聚糖在印染废水中的应用 |
| 1.4.3 壳聚糖的复合 |
| 1.4.4 壳聚糖复合材料在印染废水处理中的应用 |
| 1.5 课题研究内容及意义 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 主要药剂 |
| 2.1.2 主要设备 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.2.1 酸性黑10B的测定 |
| 2.2.2 刚果红的测定 |
| 3 单一壳聚糖膜的制备及其对酸性黑10B及刚果红废水的吸附性能及机理研究 |
| 3.1 单一壳聚糖膜的制备 |
| 3.1.1 壳聚糖膜液的配制 |
| 3.1.2 膜的制备 |
| 3.2 运行参数对膜吸附酸性黑10B及刚果红的影响及组合优化 |
| 3.2.1 废水初始p H对吸附效果的影响 |
| 3.2.2 单一壳聚糖膜投加量对吸附效果的影响 |
| 3.2.3 离子强度对吸附效果的影响 |
| 3.2.4 运行参数的组合优化 |
| 3.3 单一壳聚糖膜对酸性黑10B、刚果红的吸附模型及机理研究 |
| 3.3.1 吸附等温线 |
| 3.3.2 吸附热力学 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.3.4 吸附机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 壳聚糖基二元复合膜的制备及对酸性黑10B、刚果红的吸附性能及机理研究 |
| 4.1 壳聚糖-聚合氯化铝复合膜的制备及表征 |
| 4.1.1 壳聚糖-聚合氯化铝复合膜制备参数的优选 |
| 4.1.2 壳聚糖-聚合氯化铝复合膜的表征 |
| 4.2 运行参数对复合膜吸附酸性黑10B及刚果红效果的影响 |
| 4.2.1 废水p H对吸附效果的影响 |
| 4.2.2 离子强度对吸附效果的影响 |
| 4.2.3 复合膜投加量对吸附效果的影响 |
| 4.3 壳聚糖-聚合氯化铝复合膜对酸性黑10B、刚果红的吸附模型及机理研究 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 吸附热力学 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 吸附机理分析 |
| 4.4 壳聚糖-沸石粉复合膜的制备 |
| 4.4.1 壳聚糖-沸石粉复合膜制备参数的优选 |
| 4.5 运行参数对复合膜吸附酸性黑10B、刚果红效果的影响及组合优化 |
| 4.5.1 废水p H对吸附效果的影响 |
| 4.5.2 复合膜投加量对吸附效果的影响 |
| 4.5.3 离子强度对吸附效果的影响 |
| 4.5.4 运行参数的组合优化 |
| 4.6 壳聚糖-沸石粉复合膜对酸性黑10B、刚果红的吸附模型及机理研究 |
| 4.6.1 吸附等温线 |
| 4.6.2 吸附热力学 |
| 4.6.3 吸附动力学 |
| 4.6.4 吸附机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 壳聚糖基三元复合膜的制备及对酸性黑10B、刚果红的吸附性能及机理研究 |
| 5.1 壳聚糖-聚合氯化铝-沸石粉复合膜的制备 |
| 5.1.1 壳聚糖-聚合氯化铝-沸石粉复合膜的制备参数的优选 |
| 5.2 运行参数对复合膜吸附酸性黑10B、刚果红效果的影响 |
| 5.2.1 溶液初始pH |
| 5.2.2 复合膜投加量 |
| 5.2.3 离子强度 |
| 5.3 响应面优化试验 |
| 5.3.1 试验设计及相关模型 |
| 5.3.2 模型拟合效果分析 |
| 5.3.3 变量对吸附量的影响 |
| 5.3.4 变量的组合优化 |
| 5.4 复合膜对酸性黑10B、刚果红的吸附模型及吸附机理研究 |
| 5.4.1 吸附等温线 |
| 5.4.2 吸附热力学 |
| 5.4.3 吸附动力学 |
| 5.4.4 吸附机理分析 |
| 5.5 复合膜的再生与重复使用 |
| 5.6 复合膜处理实际印染废水的可行性研究 |
| 5.7 不同吸附材料对酸性黑10B、刚果红模拟废水及实际印染废水处理效果的比较分析 |
| 5.7.1 不同吸附材料对酸性黑10B模拟废水和刚果红模拟废水处理效果的比较分析 |
| 5.7.2 不同吸附材料对实际印染废水处理效果的比较分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 6 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本研究的创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（3）造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 本文的研究目的及意义 |
| 1.1.1 研究目的 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 本文的研究内容及拟解决的关键问题 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 拟解决的关键问题 |
| 1.3 本文的特色及创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 染料废水的研究现状 |
| 2.1.1 染料废水的特点 |
| 2.1.2 染料废水的处理方法 |
| 2.2 化学絮凝剂的研究现状 |
| 2.3 生物质基有机高分子絮凝剂研究现状 |
| 2.3.1 纤维素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.2 壳聚糖基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.3 淀粉基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.4 海藻酸钠基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.5 木质素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.4 造纸污泥综合利用的研究现状 |
| 2.5 天然高分子絮凝剂的构效关系的研究 |
| 2.5.1 天然高分子絮凝剂的构效关系研究的必要性 |
| 2.5.2天然高分子絮凝剂的构效关系的研究现状 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 实验药品 |
| 3.1.3 实验仪器及设备 |
| 3.1.4 实验水样 |
| 3.2 混凝剂和絮凝剂的制备 |
| 3.2.1 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备 |
| 3.2.2 不同碱化度(B)的聚合氯化铝的制备方法 |
| 3.2.3 商业级絮凝剂的制备 |
| 3.3 混凝剂及絮凝剂的结构表征 |
| 3.3.1 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.3.2 电荷密度分析 |
| 3.3.3 Zeta电位分析 |
| 3.3.4 分子量 |
| 3.3.5 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.3.6 透射电镜(TEM)分析 |
| 3.3.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.4 混凝-絮凝实验及水质测试方法 |
| 3.4.1 混凝-絮凝烧杯实验 |
| 3.4.2 水质测试方法 |
| 3.5 混凝-絮凝动力学过程 |
| 3.5.1 光散射颗粒仪动态监测 |
| 3.5.2 絮体特性指数计算方法 |
| 第四章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备及结构调控 |
| 4.1 接枝共聚法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.1.1 引发剂KPS的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.2 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.3 DMC的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.4 DMC的投加方式对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.5 搅拌速度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2 醚化法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.2.1 NaOH的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.2 GTA的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.3 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型与其絮凝行为的关系研究 |
| 5.1 不同结构的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的结构表征 |
| 5.1.1 FTIR分析 |
| 5.1.2 TEM及SEM分析 |
| 5.1.3 XPS分析 |
| 5.1.4 电荷密度、分子量及不同pH条件下絮凝剂的zeta电位分析 |
| 5.2 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型对其絮凝脱色性能的影响研究 |
| 5.2.1 投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 5.2.2 水样初始pH对絮凝行为的影响 |
| 5.2.3 天然有机质及无机悬浮颗粒对絮凝行为的影响 |
| 5.3 不同分子构型的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的絮凝机理分析 |
| 5.4 经济分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的电荷密度及分子量与其絮凝行为的关系研究 |
| 6.1 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的结构表征 |
| 6.1.1 FTIR分析 |
| 6.1.2 电荷密度、分子量及zeta电位分析 |
| 6.1.3 XPS分析 |
| 6.2 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝效能 |
| 6.2.1 絮凝剂的投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 6.2.2 水样初始pH对絮凝性能的影响 |
| 6.3 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝机理分析 |
| 6.4 成本分析 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂与市售混凝剂/絮凝剂的对比研究 |
| 7.1 碱木素与商业级木质素的结构表征 |
| 7.1.1 FTIR分析 |
| 7.1.2 粒径分布 |
| 7.2 PS-g-DMC与LBF的结构表征 |
| 7.2.1 FTIR分析 |
| 7.2.2 Zeta电位、电荷密度及分子量 |
| 7.2.3 XPS分析 |
| 7.2.4 TEM |
| 7.3 PS-g-DMC与LBF的絮凝行为对比研究 |
| 7.3.1 投加量对絮凝性能的影响 |
| 7.3.2 水样pH对PS-g-DMC和LBF的絮凝性能的影响 |
| 7.4 PS-g-DMC与商业级混凝剂/絮凝剂的絮凝行为对比研究 |
| 7.4.1 不同混凝-絮凝体系的脱色效果 |
| 7.4.2 水样pH对不同混凝-絮凝体系的絮凝行为的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 造纸污泥基絮凝剂与PAC复合及复配使用的效能及作用机制研究 |
| 8.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.1.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的结构表征 |
| 8.1.2 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.1.3 水样pH对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.2 PAC与PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.2.1 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.2.2 水样pH对PAC+PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.3 小结 |
| 第九章 造纸污泥基絮凝剂在实际印染废水处理中的效能及作用机制研究 |
| 9.1 PS-g-DMC单独使用时与PAC的混凝行为对比研究 |
| 9.1.1 PAC和PS-g-DMC的混凝效果 |
| 9.1.2 水样pH对PAC和PS-g-DMC混凝行为的影响 |
| 9.2 PS-g-DMC和CPAM与PAC复配使用时的助凝效果的对比研究 |
| 9.2.1 不同混凝体系的混凝效能 |
| 9.2.2 水样pH对不同混凝体系的混凝行为的影响 |
| 9.3 二次混凝体系的混凝脱色效能及作用机制研究 |
| 9.3.1 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系在实际印染废水处理中的混凝效果 |
| 9.3.2 PAC和PS-g-DMC的相互作用机制研究 |
| 9.3.3 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系处理酸化后印染废水的混凝行为 |
| 9.4 小结 |
| 第十章 结论与展望 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间学术成果 |
| 附录一 |
| 附录二 |
| 附录三 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（4）β-环糊精基纳米球的制备及其对印染废水的脱色处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 染料的概述 |
| 1.2.2 染料的分类 |
| 1.2.3 印染废水的危害 |
| 1.3 目前印染废水脱色处理的方法 |
| 1.3.1 混凝法 |
| 1.3.2 生物处理法 |
| 1.3.3 高级氧化法(AOPs) |
| 1.3.4 膜分离法 |
| 1.3.5 吸附法 |
| 1.4 纳米吸附材料在印染废水脱色处理中的应用 |
| 1.4.1 碳基纳米吸附材料 |
| 1.4.2 金属氧化物纳米吸附材料 |
| 1.4.3 有机聚合物基纳米材料 |
| 1.5 β-CD在印染废水脱色处理中的应用 |
| 1.5.1 β-CD概述及脱色机理 |
| 1.5.2 β-CD基吸附剂在印染废水脱色处理中的发展现状 |
| 1.6 本论文的研究内容及意义 |
| 第二章 β-CD基纳米球的制备及其结构性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 β-CD基纳米球的制备 |
| 2.2.3 结构表征 |
| 2.2.4 水溶性测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 ~(13)C NMR和~(31)P NMR分析 |
| 2.3.2 FT-IR分析 |
| 2.3.3 形态分析 |
| 2.3.4 水溶性分析 |
| 2.3.5 Zeta电位分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 β-CD基纳米球对阳离子染料的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 β-CD基纳米球对阳离子染料的吸附性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 模拟染液p H对吸附剂吸附性能的影响 |
| 3.3.2 等温吸附研究 |
| 3.3.3 吸附动力学研究 |
| 3.3.4 吸附剂对阳离子染料的循环再生吸附研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 β-CD基纳米球对阴离子染料的吸附性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 β-CD基纳米球对阴离子染料的吸附性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 模拟染液pH对吸附剂吸附性能的影响 |
| 4.3.2 等温吸附研究 |
| 4.3.3 吸附动力学研究 |
| 4.3.4 吸附剂对阴离子染料的循环再生吸附研究 |
| 4.3.5 吸附剂在MB-MO混合染液中的吸附性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 发表成果 |
| 致谢 |
（5）基于自氧化过程的高效阳离子染料降解反应体系的构建（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 阳离子染料废水污染 |
| 1.2.1 阳离子染料废水污染现状 |
| 1.2.2 阳离子染料废水处理 |
| 1.2.3 阳离子染料自氧化 |
| 1.3 电子受体材料TiO_2 |
| 1.3.1 TiO_2结构 |
| 1.3.2 TiO_2吸附 |
| 1.4 ZnO-QD光转换研究进展 |
| 1.4.1 ZnO-QD下转换效应 |
| 1.4.2 ZnO-QD的制备方法 |
| 1.4.3 ZnO-QD光转换的应用 |
| 1.5 选题依据及内容 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 设计路线 |
| 第二章 材料及方法 |
| 2.1 实验材料及测试仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.2 样品合成及制备 |
| 2.2.1 P@ABR-TiO_2制备 |
| 2.2.2 ZnO-QD光转换薄膜制备 |
| 2.3 样品表征及性能测试 |
| 2.3.1 表征方法 |
| 2.3.2 吸附实验 |
| 2.3.3 可见光降解阳离子染料 |
| 2.3.4 紫外转换膜性能测试 |
| 第三章 基于P@ABR-Ti O_2材料的反应体系构建及降解Rh B |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 结构与组分分析 |
| 3.2.2 吸附性能分析 |
| 3.2.3 光电性能分析 |
| 3.2.4 基于P@ABR-TiO_2反应体系的构建 |
| 3.2.5 降解性能 |
| 3.2.6 反应机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 ZnO-QD光转换膜的制备及应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 ZnO-QD紫外光转换效应优化 |
| 4.2.2 ZnO-QD结构表征 |
| 4.2.3 ZnO-QD光学特性 |
| 4.2.4 ZnO-QD薄膜的发光特性 |
| 4.2.5 薄膜在反应体系中的应用 |
| 4.2.6 反应机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 全文结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 研究成果 |
| 致谢 |
（6）氧化石墨烯负载涤纶织物对阳离子染料和Cr（Ⅵ）的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 常用有机染料的分类、结构及性能 |
| 1.2.1 按结构中离子性基团分类 |
| 1.2.2 水溶性阳离子染料的分子结构特征与应用 |
| 1.3 水溶性阳离子染料废水的主要来源与特点 |
| 1.4 Cr(Ⅵ)的化学特性与应用 |
| 1.5 含Cr(Ⅵ)离子废水的主要来源与特点 |
| 1.6 水溶性阳离子染料废水的常用处理技术 |
| 1.6.1 吸附法 |
| 1.6.2 膜分离法 |
| 1.6.3 化学混凝法 |
| 1.6.4 氧化法 |
| 1.6.5 生物处理法 |
| 1.7 使用吸附法去除水体中阳离子染料的研究现状 |
| 1.8 水体中Cr(Ⅵ)的常用去除技术 |
| 1.8.1 吸附法 |
| 1.8.2 化学沉淀法 |
| 1.8.3 还原法 |
| 1.9 使用吸附法去除水体中Cr(Ⅵ)的研究现状 |
| 1.10 氧化石墨烯的化学结构与性能 |
| 1.11 氧化石墨烯的主要制备方法 |
| 1.11.1 Brodie法 |
| 1.11.2 Standenmaier法 |
| 1.11.3 Hummers法 |
| 1.12 涤纶纤维的分子结构与主要特性 |
| 1.12.1 涤纶纤维的合成方法 |
| 1.12.2 涤纶纤维的结构特性 |
| 1.12.3 涤纶纤维的改性技术 |
| 1.12.4 涤纶纤维的主要应用与环境污染 |
| 1.12.5 废旧涤纶的主要处理技术 |
| 1.13 氧化石墨烯对纺织品的主要负载整理方法 |
| 1.13.1 浸渍法 |
| 1.13.2 浸轧法 |
| 1.13.3 涂层法 |
| 1.14 主要研究内容 |
| 1.15 本课题研究的目的和意义 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 材料与试剂 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 涤纶织物的碱水解改性 |
| 2.3 氧化石墨烯对纤维织物的整理方法 |
| 2.4 GO@C-PET的表征方法 |
| 2.4.1 场发射扫描电镜(SEM) |
| 2.4.2 电子能谱仪分析(EDX) |
| 2.4.3 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.4.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.5 织物样品白度的测定 |
| 2.6 GO@C-PET对阳离子染料的吸附去除方法 |
| 2.6.1 水溶液中阳离子染料的测定方法 |
| 2.6.2 染料浓度与吸光度值标准曲线的制作 |
| 2.7 GO@C-PET对Cr(Ⅵ)的吸附去除方法 |
| 2.8 GO@C-PET的重复利用性能评价 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 GO对织物的负载整理 |
| 3.2 GO@C-PET的表征分析 |
| 3.2.1 SEM表征 |
| 3.2.2 FTIR分析 |
| 3.2.3 XPS分析 |
| 3.3 GO@C-PET对阳离子染料的吸附去除性能 |
| 3.3.1 GO负载量的影响 |
| 3.3.2 反应温度的影响 |
| 3.3.3 pH的影响 |
| 3.3.4 GO负载次数的影响 |
| 3.3.5 GO@C-PET加入量的影响 |
| 3.3.6 无机盐的影响 |
| 3.3.7 表面活性剂的影响 |
| 3.3.8 对不同结构染料的吸附作用 |
| 3.3.9 GO@C-PET的重复利用性能 |
| 3.3.10 GO@C-PET对RhB吸附去除机理分析 |
| 3.4 染色涤纶织物在GO@C-PET制备中的应用 |
| 3.5 GO在不同织物表面的负载及其对RhB的去除性能 |
| 3.5.1 GO负载改性棉织物对RhB的去除 |
| 3.5.2 不同GO负载纤维织物对RhB的吸附去除性能比较 |
| 3.6 GO@C-PET对Cr(Ⅵ)的吸附去除性能 |
| 3.6.1 GO负载量的影响 |
| 3.6.2 温度的影响 |
| 3.6.3 pH值的影响 |
| 3.6.4 GO负载次数的影响 |
| 3.6.5 GO@C-PET加入量的影响 |
| 3.6.6 无机盐的影响 |
| 3.6.7 表面活性剂的影响 |
| 3.6.8 GO@C-PET的重复利用性能 |
| 3.6.9 GO@C-PET对 Cr(Ⅵ)吸附去除机理分析 |
| 3.7 GO负载染色涤纶对Cr(Ⅵ)的去除性能 |
| 3.8 GO在不同织物表面的负载及其对Cr(Ⅵ)的去除性能 |
| 3.8.1 GO负载改性棉织物对Cr(Ⅵ)的吸附去除作用 |
| 3.8.2 不同GO负载纤维织物对Cr(Ⅵ)的吸附去除性能比较 |
| 3.9 GO@C-PET对RhB和Cr(Ⅵ)的同时去除性能 |
| 3.9.1 Cr(Ⅵ)对GO@C-PET吸附RhB的影响 |
| 3.9.2 RhB对GO@C-PET吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
（7）金属有机框架Cu-BTC负载棉织物对偶氮染料和Cr（Ⅵ）的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水溶性阴离子染料的化学结构与特性 |
| 1.3 铬元素的理化特性 |
| 1.4 水体中水溶性阴离子染料的来源与危害 |
| 1.5 水体中铬离子的特点和危害 |
| 1.6 水溶性阴离子染料废水的主要处理技术 |
| 1.6.1 生物降解法 |
| 1.6.2 吸附法 |
| 1.6.3 膜分离法 |
| 1.6.4 化学絮凝法 |
| 1.6.5 高级氧化技术 |
| 1.7 水体中含Cr(Ⅵ)污染物的主要处理技术 |
| 1.7.1 还原法 |
| 1.7.2 吸附法 |
| 1.7.3 化学沉淀法 |
| 1.8 水溶性阴离子染料的光催化氧化去除技术研究现状 |
| 1.9 Cr(Ⅵ)的光催化还原去除技术研究现状 |
| 1.10 Cu-BTC的结构与特征 |
| 1.11 Cu-BTC的主要合成方法 |
| 1.11.1 溶剂热合成法 |
| 1.11.2 机械化学合成法 |
| 1.11.3 微波辅助加热法 |
| 1.11.4 超声合成法 |
| 1.11.5 电化学合成法 |
| 1.12 Cu-BTC在不同纤维材料表面的负载研究现状 |
| 1.13 轧-烘-焙织物整理工艺原理 |
| 1.14 多元羧酸(PCAs)对棉纤维的改性反应原理 |
| 1.15 主要研究内容 |
| 1.16 课题的目的及意义 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 材料与试剂 |
| 2.1.1 织物 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.1.3 有机染料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 棉织物的丁烷四羧酸表面改性方法 |
| 2.3.1 丁烷四羧酸(BTCA)对棉织物的改性反应 |
| 2.3.2 BTCA-Cotton表面羧酸基含量的测定方法 |
| 2.4 Cu-BTC对 BTCA-Cotton的负载整理方法 |
| 2.5 阳离子固定剂对Cu-BTC@BTCA-Cotton的处理方法 |
| 2.6 Cu-BTC@BTCA-Cotton的表征方法 |
| 2.7 光电化学测试方法 |
| 2.8 Cu-BTC@BTCA-Cotton的光催化氧化活性评价 |
| 2.9 RR195 光催化氧化降解反应过程分析 |
| 2.9.1 自由基鉴定实验 |
| 2.9.2 紫外可见光谱分析 |
| 2.10 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 Cr(Ⅵ)的光催化还原去除性能评价 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 Cu-BTC对改性棉织物的负载整理 |
| 3.1.1 BTCA对棉织物的改性反应 |
| 3.1.2 Cu-BTC对 BTCA-Cotton的负载整理 |
| 3.1.3 固定剂对Cu-BTC在 BTCA-Cotton表面负载的改善作用 |
| 3.2 Cu-BTC@BTCA-Cotton的表征分析 |
| 3.2.1 SEM分析 |
| 3.2.2 EDX分析 |
| 3.2.3 XRD分析 |
| 3.2.4 FTIR分析 |
| 3.2.5 DRS分析 |
| 3.2.6 电化学测试分析 |
| 3.3 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 RR195 的去除作用 |
| 3.3.1 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 RR195 去除的判定 |
| 3.3.2 反应条件的影响 |
| 3.3.3 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 RR195 的光催化降解机理 |
| 3.4 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 Cr(Ⅵ)的去除作用 |
| 3.4.1 Cu-BTC@BTCA-Cotton对 Cr(Ⅵ)的去除判定 |
| 3.4.2 反应条件的影响 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
（8）茶渣活性炭的制备、改性及其在印染废水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 茶渣的利用现状与进展 |
| 1.1.1 速溶茶茶渣的来源 |
| 1.1.2 茶渣的应用 |
| 1.1.3 茶渣制备活性炭 |
| 1.2 活性炭的制备及其在吸附领域的应用 |
| 1.2.1 活性炭的制备方法 |
| 1.2.2 活性炭在吸附领域的应用 |
| 1.2.3 活性炭的改性及应用 |
| 1.3 印染废水 |
| 1.3.1 印染废水的组成及其危害 |
| 1.3.2 活性炭在印染废水的应用 |
| 1.4 本论文研究意义及主要内容 |
| 第二章 茶渣活性炭的制备及其结构表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 茶渣原料的表征 |
| 2.2.4 氢氧化钾活性炭的制备 |
| 2.2.5 氯化锌活性炭的制备 |
| 2.2.6 结构表征 |
| 2.2.7 活性炭的不同污染物的吸附 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 茶渣原料的表征 |
| 2.3.2 氢氧化钾法活性炭的制备工艺 |
| 2.3.3 氯化锌法活性炭的制备工艺 |
| 2.3.4 不同方法制备所得活性炭的孔结构及吸附性能比较 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 茶渣活性炭的改性及其结构表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验原料与试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 活性炭的改性 |
| 3.2.4 结构表征 |
| 3.2.5 改性活性炭的吸附 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 改性条件对活性炭的孔结构的影响 |
| 3.3.2 活性炭与改性活性炭表面形貌分析 |
| 3.3.3 活性炭与改性活性炭的官能团分析 |
| 3.3.4 活性炭与改性活性炭的结构分析 |
| 3.3.5 改性活性炭的元素分析 |
| 3.3.6 Boehm滴定 |
| 3.3.7 零电荷点的测定 |
| 3.3.8 活性炭与改性活性炭对亚甲基蓝、靛蓝二磺酸钠和Cd~(2+)的吸附 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 活性炭和改性活性炭对单一污染物的吸附行为和吸附性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 活性炭与改性活性炭对亚甲基蓝溶液的吸附 |
| 4.2.4 活性炭与改性活性炭对靛蓝二磺酸钠溶液的吸附 |
| 4.2.5 活性炭与改性活性炭对重金属离子溶液的吸附 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 活性炭与改性活性炭对亚甲基蓝的吸附性能研究 |
| 4.3.2 活性炭与改性活性炭对靛蓝二磺酸钠的吸附性能研究 |
| 4.3.3 活性炭与改性活性炭对重金属离子的吸附性能研究 |
| 4.3.4 不同吸附剂的比较 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 改性活性炭对靛蓝二磺酸钠/Cd~(2+)和亚甲基蓝/Cd~(2+)混合溶液吸附性能的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 改性活性炭对亚甲基蓝/Cd~(2+)溶液的吸附 |
| 5.2.4 改性活性炭对靛蓝二磺酸钠/Cd~(2+)的吸附 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 改性活性炭对亚甲基蓝/Cd~(2+)混合溶液的吸附 |
| 5.3.2 改性活性炭对靛蓝二磺酸钠/Cd~(2+)混合溶液的吸附 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一、全文结论 |
| 二、本文创新之处 |
| 三、对未来工作的展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）含PVA印染退浆废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 印染退浆废水现状 |
| 1.2.1 印染生产工艺 |
| 1.2.2 印染废水的来源及主要污染成分 |
| 1.2.3 印染废水的主要特点 |
| 1.2.4 印染废水的主要危害 |
| 1.3 聚乙烯醇概述 |
| 1.3.1 聚乙烯醇的性质简介 |
| 1.3.2 聚乙烯醇的物理性质 |
| 1.3.3 聚乙烯醇的化学性质 |
| 1.3.4 聚乙烯醇的命名方法 |
| 1.3.5 聚乙烯醇的溶解方法 |
| 1.3.6 聚乙烯醇的适用领域 |
| 1.4 退浆废水简介 |
| 1.4.1 退浆废水的产生与特点 |
| 1.4.2 退浆废水的影响 |
| 1.4.3 退浆废水的处理现状 |
| 1.4.3.1 生物法 |
| 1.4.3.2 物理化学法 |
| 1.4.3.3 高级氧化法 |
| 1.5 铁碳微电解法处理染料废水的研究现状 |
| 1.5.1 铁碳微电解法概述 |
| 1.5.2 铁碳微电解法反应基本原理 |
| 1.5.3 铁碳微电解工艺的研究现状 |
| 1.5.3.1 铁碳微电解法的研究进展 |
| 1.5.3.2 铁碳微电解法工艺的性质 |
| 1.5.3.3 铁碳微电解法的优缺点 |
| 1.6 Fenton法处理印染废水的研究现状 |
| 1.6.1 Fenton试剂与类Fenton试剂法 |
| 1.6.2 Fenton反应处理废水中的作用 |
| 1.6.3 Fenton高级氧化技术表现的特性 |
| 1.6.4 Fenton氧化法处理染料废水的研究 |
| 1.6.5 Fenton反应与其它方法结合用于染料降解的研究进展 |
| 1.6.5.1 Fenton氧化法与混凝法结合进行染料降解 |
| 1.6.5.2 引入其它物质促进Fenton氧化反应处理染料废水 |
| 1.6.6 Fenton反应处理染料废水存在的问题与发展趋势 |
| 1.7 铁碳微电解-Fenton组合工艺的技术研究 |
| 1.7.1 铁碳微电解-Fenton联合工艺的技术研究 |
| 1.7.2 微电解-Fenton耦合工艺的技术研究 |
| 1.8 本论文研究的主要内容、目的与意义 |
| 1.8.1 本论文研究的目的及主要内容 |
| 1.8.2 本论文研究的意义与创新 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 印染退浆废水来源与性质 |
| 2.2 实验试剂和仪器 |
| 2.2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实验前的准备 |
| 2.3.2 实验装置及实验步骤 |
| 2.4 实验结果的测试方法 |
| 2.4.1 PVA的测定 |
| 2.4.2 COD的测定 |
| 2.4.3 BOD的测定 |
| 2.4.4 TOC的测定 |
| 2.4.5 气质联用(GC-MS) |
| 2.5 本章小结 |
| 3 铁碳微电解-Fenton耦合工艺实验研究 |
| 3.1 铁碳微电解-Fenton耦合工艺正交实验研究 |
| 3.1.1 正交实验考查的影响因素 |
| 3.1.2 正交实验的因素与水平 |
| 3.1.3 正交实验的结果 |
| 3.1.4 正交实验结果的分析 |
| 3.1.4.1 试验结果与极差分析 |
| 3.1.4.2 正交试验结果的方差分析 |
| 3.2 铁碳微电解-Fenton耦合工艺单因素优化实验研究 |
| 3.2.1 体系p H值对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.2 铁碳填料投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.3 双氧水投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.4 铁碳比对CODCr和PVA去除率的影响 |
| 3.2.5 耦合时间节点的影响 |
| 3.2.6 耦合反应时间的影响 |
| 3.3 活性污泥法验证废水可生化性的提高 |
| 3.3.1 印染废水可生化性的评价 |
| 3.3.2 活性污泥法 |
| 3.3.3 活性污泥法实验方法 |
| 3.4 优化条件下的去除效果 |
| 3.5 工艺对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 PVA的耦合氧化机理研究 |
| 4.1 PVA溶液的配制及性质 |
| 4.2 根据表观参数的变化推断耦合反应过程中PVA的变化途径 |
| 4.3 分子量分布的测定 |
| 4.4 紫外-可见吸收光谱 |
| 4.5 中间产物的GC-MS分析 |
| 4.6 假设PVA的耦合氧化途径 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（10）功能化纤维素复合气凝胶的制备及吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水及处理方法概述 |
| 1.1.1 印染废水污染现状 |
| 1.1.2 印染废水中的污染物 |
| 1.1.3 印染废水中染料的处理方法 |
| 1.2 染料吸附技术 |
| 1.2.1 染料吸附理论概述 |
| 1.2.2 吸附剂的发展 |
| 1.3 纤维素及其功能化 |
| 1.3.1 纤维素的溶解 |
| 1.3.2 纤维素的功能化 |
| 1.4 纤维素基气凝胶材料 |
| 1.4.1 纤维素基气凝胶材料的制备 |
| 1.4.2 纤维素基气凝胶在印染废水处理中的应用 |
| 1.5 本文研究的目的及意义 |
| 1.6 主要研究内容及创新点 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 阳离子纤维素的制备 |
| 2.2.2 阳离子纤维素气凝胶的制备 |
| 2.3 测试方法 |
| 2.3.1 扫描电镜(SEM) |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.3.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.4 固体核磁共振碳谱(~(13)CNMR) |
| 2.3.5 热失重(TG) |
| 2.3.6 力学性能 |
| 2.3.7 Brunauer-Emmett-Teller(BET)比表面积测试 |
| 2.3.8 Zeta电位 |
| 2.3.9 阳离子纤维素气凝胶对阴离子染料的吸附 |
| 2.3.10 不同条件对吸附性能的影响 |
| 2.3.11 循环使用实验 |
| 3 阳离子改性纤维素的性能分析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 XPS分析 |
| 3.2.2 SEM分析 |
| 3.2.3 TG分析 |
| 3.2.4 Zeta电位分析 |
| 3.2.5 纤维素的改性机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 阳离子纤维素气凝胶的染料吸附性能 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 宏观形貌分析 |
| 4.2.2 FTIR分析 |
| 4.2.3 XPS分析 |
| 4.2.4 固体~(13)CNMR分析 |
| 4.2.5 SEM分析 |
| 4.2.6 BET比表面积分析 |
| 4.2.7 力学性能测试 |
| 4.2.8 气凝胶对阴阳离子染料的吸附性能研究 |
| 4.2.9 吸附动力学和吸附等温线分析 |
| 4.2.10 吸附机理分析 |
| 4.2.11 不同条件下CCA2对EY的吸附性能 |
| 4.2.12 连续流动吸附 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
四、水溶性染料废水氧化处理的研究（论文参考文献）
- [1]臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究[D]. 徐向枝. 常州大学, 2021(01)
- [2]壳聚糖基膜的制备及其用于印染废水处理研究[D]. 高奕珏. 常州大学, 2021(01)
- [3]造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究[D]. 郭康鹰. 山东大学, 2021(11)
- [4]β-环糊精基纳米球的制备及其对印染废水的脱色处理[D]. 牛戈. 东华大学, 2021(09)
- [5]基于自氧化过程的高效阳离子染料降解反应体系的构建[D]. 侯超. 兰州大学, 2021(09)
- [6]氧化石墨烯负载涤纶织物对阳离子染料和Cr（Ⅵ）的去除研究[D]. 于宽宽. 天津工业大学, 2021(01)
- [7]金属有机框架Cu-BTC负载棉织物对偶氮染料和Cr（Ⅵ）的去除研究[D]. 江标. 天津工业大学, 2021(01)
- [8]茶渣活性炭的制备、改性及其在印染废水处理中的应用研究[D]. 陈华泉. 华南理工大学, 2020(05)
- [9]含PVA印染退浆废水处理工艺研究[D]. 杜昭. 郑州大学, 2020(03)
- [10]功能化纤维素复合气凝胶的制备及吸附性能研究[D]. 冯楚婷. 西安理工大学, 2020(01)
标签：染料论文; 活性碳论文; 活性炭吸附法论文; 印染废水论文; 聚丙烯酰胺絮凝剂论文;