一、流化床电解法处理含铜废水装置的研制（论文文献综述）
胡娟,李文强,张晓莲,张爱霞,陈莉,曾向宏[1]（2021）在《2020年国内有机硅进展》文中研究表明根据公开发表的文献和资料,综述了我国有机硅行业在2020年的发展概况（包括有机硅甲基单体的产能与产量、初级形状聚硅氧烷的进出口情况、有机硅上市企业的营收情况、新增项目投资情况、标准及政策制订情况）与有机硅产品的研发概况（包括企业研发投入、企业自研项目及国内有机硅的研发重点）。
杜晗[2]（2021）在《膜电解法处理高浓度含铜电镀废水技术工艺》文中研究指明现如今,随着高端技术产业的发展,电镀行业已经逐渐成为了当前发展阶段中不可缺少的一部分,而电镀废水排放造成的污染问题仍然困扰着我们。对于电镀废水中的重金属污染物,目前我国大多数电镀企业仍继续沿用传统的化学沉淀法处理,虽然该方法成本较低,但是额外投加的化学药剂很容易引起二次污染问题。本课题基于甘肃省某电镀企业的废水水质情况,针对废水中的主要污染物质——铜,设计了离子富集浓缩技术承接膜电解技术处理并回收含铜电镀废水的工艺方案。富集浓缩的目的除了为后续膜电解法提供高浓度含铜废水外,还可以将末端出水水质控制在国家排放标准范围内;膜电解法则能够实现铜和硫酸的回收利用,创造经济价值。对于离子富集浓缩部分,本课题专门设计了“双柱串联,反向逆流再生”的独特处理装置,并设定了离子交换、洗脱再生和反冲洗三个进展阶段。该装置相较于传统的富集浓缩装置,不仅能保证离子交换过程末端出水的水质情况,还能够通过反向洗脱再生的方式,提升了离子回收率。另外,两个反应柱交替作为主反应柱,省去了多余的反冲洗过程,也是本处理方案的一大优势。在控制变量实验研究中确定了本工艺的最佳运行参数,并且经过连续运行周期测试得出,离子交换过程的出水Cu2+浓度可以控制在0.2～0.3mg/L,符合排放标准要求;而洗脱液中的Cu2+浓度可以达到30g/L,浓缩倍数高达300倍,并且能够保证回收率在99%以上。在探究膜电解法对高浓度含铜废水的处理回收效果实验中,设计了预实验、正交实验和单因素实验三个阶段。预实验针对不同阳极材料进行比选,选定了析氧电位较低的钛涂铱钌电极作为本次实验的阳极电极,另外确定了单组实验最佳反应时间为5h。之后在正交实验中探究了电流密度、Cu2+初始浓度值、温度、pH值和极板间距等因素对于铜和硫酸回收率的影响程度,发现电流密度以及Cu2+初始浓度对实验结果影响较大。通过正交实验也得出了最佳实验条件的初步分析值:Cu2+初始浓度50g/L,阴极板电流密度400A/m2,温度30℃,极板间距30mm,阴极室pH=5.5。最后在单因素实验中详细探究了各影响因素对于铜回收率以及反应能耗的影响规律。经研究分析发现,阴极室的析氢反应以及Cu2+还原反应异常是影响铜回收率的最主要原因。最终经过实验校正,最佳反应温度调整为40℃,而阴极室pH值维持在6～6.5时实验效果最佳。另外,在反应开始阶段添加适量的硝酸铵,可以促进Cu2+还原反应,实验测得硝酸铵最佳用量为1.0g/L。通过最佳电解参数下的连续运行试验,测得铜回收率可以达到95%以上,电流效率超过70%,并且反应能耗值在5300～5400k W·h/t。实验结束后,对本研究中的所有实验进行成本计算,并对回收铜和硫酸的经济价值进行估算,拟合出最终的经济效益预测,得出处理每吨电镀废水能够产生2.42元的净收益,相比较于该电镀企业的现行废水处理方式,以每天处理含铜废水200吨计,可以产生1200元左右的经济差值。可见本课题提供的方案,不仅解决了传统重金属废水处理工艺的二次污染问题,还实现了资源回收再利用的可持续发展目标。尽管该方案仍停留在实验室研究阶段,想投入到实际工程运行中还是有不少改进的空间,但离子交换树脂以及离子交换膜在水处理领域中的优越性能,再加上电解法处理废水的能源清洁性,都可以确保此工艺思路在实际废水处理中的可行性。未来还需要通过改进装置材料、优化工艺参数等方式,在实际应用中进行研究探索,努力推进离子交换技术+膜电解法处理电镀废水的技术革新进程。
赫红超[3]（2021）在《钢铁酸洗废液处理技术研究》文中研究表明钢铁行业是一个国家的支柱型产业,与国家综合国力的提升和经济的快速发展息息相关。国家整体实力的提升推动了钢铁加工行业的快速发展,在钢铁产品的处理加工过程中会产生大量的酸洗废液,其中含有大量的游离酸和Fe2+,传统酸碱中和处理法不仅消耗了大量的碱性物质,还会生成难以处理且价值极低的固体废弃物,保存不当容易造成二次污染。在“绿水青山就是金山银山”的发展理念下,资源化处理钢铁酸洗废液是大势所趋,提出一种有效处理钢铁酸洗废液的工艺迫在眉睫,对解决现如今日益严重的环境和资源短缺问题具有十分重要的意义。本论文以实现酸洗废液资源化利用为目标,对盐酸酸洗废液的处理技术进行了研究,具体包括酸液的回收利用和Fe2+的资源化处理。以某钢铁厂盐酸酸洗废液为研究对象,分别采用了电解法、电渗析法和膜电解法处理废液,探索了各种处理法的最佳条件和关键性技术,为酸洗废液的工业化处理提供理论依据。电解法处理酸洗废液,在电场力的作用下使溶液中的阴阳离子定向移动,Fe2+在阴极上发生还原析出,从而达到从废液中除去Fe2+的目的,回用酸液。在电解法处理酸洗废液实验中通过阴极电流效率、单位电量产量和能耗三个指标综合评判了不同阳极材料、电流密度、处理温度和废液浓度等对处理效果的影响,结果表明采用钛合金板栅作为阳极材料,电流密度为30A/dm2,在室温下处理Fe2+含量大于100g/L的废液,具有较好的处理效果和经济效益。电渗析法处理酸洗废液,在电场力的作用下使溶液中的阴阳离子定向移动,分别通过阴阳离子交换膜,使阴极室内的Fe2+在阴极上还原析出,在电极表面沉积,从而实现从废液中除去Fe2+的目的,回用酸液。在电渗析法处理酸洗废液实验中研究了单膜静态电渗析装置对一系列浓度的废液,在不同电流密度和处理时间下的处理效果,结果表明废液中Fe2+浓度介于100-142.5g/L之间时,电流密度最优为10A/dm2,废液中Fe2+浓度介于50-100g/L之间时,电流密度最优为8A/dm2,在短时间内处理有较高的阴极电流效率和低能耗。膜电解法处理酸洗废液,以电解法和电渗析法为基础,使溶液中的离子由电场力驱动通过离子交换膜,与极室内特定的离子发生反应生成新的物质,从而实现废液中Fe2+的资源化转化,回用酸液。实验设计并组装了静态三室双膜电解装置,利用该装置研究了在非连续条件下各个工艺参数对膜电解法处理废液的效果和对副产物草酸亚铁结构形貌等的影响。将通过膜电解法得到的草酸亚铁与化学沉淀法制备的,在结构、形貌和粒径上进行对比分析,再通过高温分解法制备Fe3O4,并对由不同形貌原料得到的Fe3O4的结构形貌进行对比。本课题通过对钢铁酸洗废液资源化处理的深入研究,实现了酸洗废液中金属离子的资源化转化和酸液的回收再利用,本研究为酸洗废液的工业化处理提供了理论依据。
王晓昱[4]（2020）在《扩散渗析组合电化学回收酸洗废水中酸和铁的研究》文中认为随着经济的发展,钢铁行业的产量日益增多,酸洗作为钢铁生产过程中必要的步骤,酸洗废水的产量也在逐年增加,酸洗废水中含有大量的氢离子和重金属离子,若直接排放会对环境造成严重的污染,且废水中含有的离子无法得到回收利用,造成资源的浪费,所以钢铁酸洗废水的资源化利用逐渐被人们关注。目前为止处理酸洗废水的传统方法主要有:中和法、高温焙烧法、蒸发浓缩法、离子交换法、电解法、膜分离法等。这些方法或在成本上,或在工艺上都存在着一定的缺点和局限性,并不能在实际生产过程中得到广泛的应用。本文基于金属加工行业产生的酸洗废水的性状和类别,提出通过扩散渗析与电化学技术相结合的工艺研究了酸洗废水的处理和资源化。用配置模拟的金属加工酸洗废水先通过自制的扩散渗析装置实现酸的一次回收,考察了初始p H、初始铁浓度、扩散液流比及循环周期对酸回收效率的影响。针对扩散处理后的低浓度酸洗废水和酸洗清洗废水,采用自制的具有同轴电极分流结构的电化学装置完成了综合酸洗废水的再生和氧化铁副产品的合成,实现了酸的二次回收和浓缩。分别考察了电解电压、初始p H、初始铁浓度等工艺参数对酸洗废水的再生效果和氧化铁副产品性能的影响。利用SEM、XRD等表征方法对合成的氧化铁副产品进行了分析。实验结果表明,在扩散渗析阶段,当溶液初始p H=2,初始铁浓度为20g/L,渗析室:扩散室液流比为1:1.5,扩散室循环次数为第一次时,酸的一次回收效率可达68.1%。在电化学处理阶段,在电压为15V,溶液铁初始浓度为20g/L,初始p H=4时,酸的二次回收效率可达69.4%,杂质铁的分离率可达65.8%,总的酸回收效率为79%。SEM的表征结果发现,分离铁的副产品在合成过程中受到电压、初始铁浓度等因素的影响,形成了具有片状、棒状、四面体结构等形状的超细材料,说明工艺参数的优化能够促进铁副产品的形貌规整和控制。XRD的表征结果发现,形成的铁副产品为Fe2O3。
陈文金[5]（2020）在《石灰石基羟基磷灰石涂层及其复合材料去除废水中Cu（Ⅱ）的研究》文中进行了进一步梳理近年来,随着全球经济的发展和人口数量的快速增长,水体污染已成为全球日趋严重的问题。由于人类的活动,大量的工农业以及生活污染物被排入水体环境,造成水体污染,给水生生物及人体的健康造成严重威胁。此外,水体污染物产生种类繁多,重金属铜属于难降解水体污染物中的一种,进入水体环境不会发生自然降解,因此,寻找科学有效的方法去除水体中金属铜已成为国内外研究的重点之一。吸附法是最广泛使用的方法,并且已被证明是从水中去除痕量金属的经济替代方案。羟基磷灰石（HAP）是脊椎动物的骨骼和牙齿的组成部分之一,通常用作生物材料,HAP结构中由于具有多孔性结构以及表面活性位点,也常被用作吸附剂。由于纯HAP中孔隙结构和表面活性位点有限,机械性差,脆性较大等原因,限制了纯HAP在实际吸附过程中的应用。壳聚糖（CS）具有良好的生物降解性以及对重金属具有优异的吸附性能,在HAP中掺入CS组成复合材料,近年来引起了人们的广泛关注。本论文旨在提高HAP的吸附性能以及材料的稳定性,通过共混法成功制备石灰石基HAP涂层、石灰石基掺杂HAP涂层和石灰石基CS/HAP涂层复合材料,并设计实验来研究吸附材料对模拟水溶液中重金属铜的吸附性能。通过X射线衍射仪、傅里叶红外光谱仪、热重分析仪,比表面和孔径分布测定仪和扫描电子显微镜等技术对制备的材料进行表征分析,进一步得出材料对重金属铜的吸附机制,为吸附剂的实际应用提供启发性的建议。本论文的主要研究内容如下:（1）成功制备了石灰石基HAP涂层,并将其作为吸附材料用于处理模拟含铜废水。研究了时间、温度、铜离子初始浓度、共存阴阳离子等参数对铜离子去除效果的影响。结果表明石灰石基HAP涂层材料能高效、稳定的去除水溶液中铜离子,吸附反应在120 min基本达到平衡状态。当温度为30℃、铜离子初始浓度为20 mg·L-1,石灰石基HAP涂层对溶液中Cu2+的具有最佳的吸附效果,其吸附容量为90.90mg.g-1。当溶液初始浓度分别为20 mg·L-1、30 mg·L-1、40mg·L-1、50 mg·L-1时,随着初始浓度的增加,石灰石基HAP涂层对溶液中Cu2+的吸附容量逐渐增大,并且当温度分别20℃、30℃、40℃、50℃时,石灰石基HAP涂层对溶液中Cu2+的吸附容量随着温度的增加也呈现增大趋势。通过对吸附等温线、吸附动力学和热力学的研究,石灰石基HAP涂层对铜离子的吸附机理为吸附材料表面的离子交换和静电作用。另外研究表明,制备的石灰石基HAP涂层是一种低成本且高效的吸附剂,具有很强实际应用前景。（2）研究了 Mg2+和Sr2+离子对石灰石基HAP涂层结构和吸附性能的影响。在制备石灰石基HAP涂层的过程中掺入含Mg2+和Sr2+两种离子的氯化物,得到两种掺杂金属离子的石灰石基掺杂HAP涂层,并利用石灰石基掺杂HAP涂层进行铜离子吸附实验。根据实验结果可知,吸附性能:石灰石基掺Mg2+HAP涂层>石灰石基掺Sr2+HAP涂层>石灰石基HAP涂层,石灰石基掺杂HAP涂层具有更优良的结构和更大的比表面积。制备材料过程中,掺入的Mg2+和Sr2+可以替换石灰石基HAP涂层表面的Ca2+的位置,使石灰石基HAP涂层结构发生变化,Mg2+和Sr2+的掺入加强了离子交换和静电作用,进而提高了石灰石基掺杂HAP涂层对铜离子的吸附容量,尤其是Mg2+。该研究表明,石灰石基掺镁HAP涂层具有更好的结构性能和吸附能力,并且制备成本低,吸附剂无毒性,对高效、低成本吸附剂的开发具有一定前景意义。（3）研究了壳聚糖（CS）对石灰石基HAP涂层吸附性能的影响。实验过程中通过改变壳聚糖加入量（0.5g、1.0g、1.5g、2.5g）来制备石灰石基CS/HAP涂层复合物,通过吸附实验系统的研究了石灰石基CS/HAP涂层复合物对溶液中铜离子的吸附性能。探究了时间、温度、铜离子初始浓度等吸附参数对铜离子吸附效果的影响。结果表明,加入0.5 gCS制备的石灰石基CS/HAP涂层表现出最好的吸附性能,在温度为30℃、铜离子初始浓度为20 mg·L-1,石灰石基CS/HAP涂层对Cu2+的吸附容量为122.84 mg.g-1,另外随着CS加入量的增加,石灰石基CS/HAP涂层对Cu2+的吸附性能呈下降趋势。此外,与石灰石基HAP涂层相比,石灰石基CS/HAP涂层复合物表现出更好的热稳定性。该研究表明壳聚糖的引入使石灰石基HAP涂层对铜离子的吸附能力和吸附剂材料的热稳定性进一步提升,极大的拓展了石灰石基CS/HAP涂层复合物的实际应用范围。
刘晓丹[6]（2020）在《污泥—钢渣复合颗粒处理含Cu2+废水的实验研究》文中认为为了探究污泥钢渣复合颗粒的制备工艺、对酸性矿山废水中Cu2+的去除效果、吸附机理及规律、吸附Cu2+的最佳反应条件,采用振荡吸附实验、扫描电镜（SEM）、X射线衍射（XRD）和EDS能谱分析,通过宏观分析与微观分析相结合的方法进行实验研究。通过单因素影响实验与正交实验相结合确定出污泥钢渣复合颗粒的最佳制备工艺为:质量比6:4、碳酸钠掺量6%、焙烧温度500℃和焙烧时间1h。通过SEM、XRD等方法进行结构表征可揭示:质量比、造孔剂掺量、焙烧温度、焙烧时间的不同均会影响污泥钢渣复合颗粒内部的孔隙结构,进而影响复合颗粒的吸附性能;造孔剂掺量越多,孔隙结构越发达;焙烧温度过高或焙烧时间过长均不利于孔隙的形成。污泥钢渣复合颗粒含有Ca-Si-O、M-Si-O、Ca-M-Si-O等矿物相形式（M表示金属元素）,即以硅钙化合物以及与金属结合的矿物形式存在,可见污泥钢渣复合颗粒在处理废水时主要发生沉淀作用。污泥钢渣复合颗粒对Cu2+的吸附符合Langmuir等温吸附和准二级动力学模型。对处理不同浓度含Cu2+废水后的污泥钢渣复合颗粒进行SEM、XRD、EDS微观分析揭示出:污泥钢渣复合颗粒表面形成的含Cu2+聚合物为绒花状;废水中Cu2+浓度越高,污泥钢渣复合颗粒表面吸附的Cu2+越多,但在低浓度时主要发生沉淀作用除Cu2+。通过污泥钢渣复合颗粒与膨润土钢渣复合颗粒处理含Cu2+废水的实验现象以及不同反应时间的XRD、EDS微观对比分析得出:污泥钢渣复合颗粒在处理Cu2+的过程中发生吸附-絮凝-沉淀协同作用。最佳污泥钢渣复合颗粒的吸附性能实验表明:在100m L浓度为100mg/L、p H为4的含Cu2+溶液中:加入8g/L污泥钢渣复合吸附剂,在振荡速度为80r/min的条件下反应120min;对Cu2+的去除率达94.97%,反应后的p H为7.17;处理后Cu2+浓度和p H符合国家排放标准,污泥钢渣复合颗粒是AMD的优良水处理吸附剂。该论文有图44幅,表16个,参考文献62篇。
裘莲[7]（2020）在《氧化锰-大孔生物炭复合材料的研制及其高效去除水中Cu（Ⅱ）和Sb（Ⅲ）的特性研究》文中认为水体中重金属污染已成为当前全球性环境问题,其深度处理是实现水质安全控制的重要保障。本论文针对重金属深度净化领域内粉末态氧化锰工程应用时存在的固液分离困难、压头损失大等技术瓶颈,选择具有特殊孔结构的大孔生物炭为载体,采用“前驱体植入-原位沉淀技术”成功研制了大孔生物炭-氧化锰复合吸附剂,系统研究了其对水中典型离子型污染物Cu（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的基本吸附性能,并揭示了潜在吸附机制;并在此基础上,初步评价了复合吸附剂净化含铜/锑污水的工程应用潜能,以期为水中铜、锑污染的深度净化提供理论基础和技术支持。本论文首先采用KHCO3热解扩孔技术获得大孔生物炭（L-BC）,并以此为载体,通过“原位沉淀法”制备了大孔生物炭-氧化物复合吸附剂（MO-L-BC）,并对合成的MO-L-BC进行了系统表征,从动力学、等温线、p H效应和竞争效应等方面研究了MO-L-BC对Cu（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的吸附行为。结果表明,载体L-BC相较于未改性前的生物炭（BC）具有更高比例的大孔结构（孔径>2 nm）（87%）,从而降低了MO-L-BC孔区域目标污染物的扩散阻力,因此,Sb（Ⅲ）和Cu（Ⅱ）在MO-L-BC上的吸附在15min内即可达到吸附平衡,吸附动力学过程较好的符合粒内扩散（IPD）和菲克第二定律模型,内扩散（D）系数分别为8.6 x 10-8和1.5 x10-7cm2s-1,仅比目标污染物在水溶液中的自由扩散系数低一个数量级;MO-L-BC对Sb（Ⅲ）、Cu（Ⅱ）的最大吸附量分别可达248 mg g-1、126 mg g-1,显着高于其他锰基-多孔载体复合材料;此外,即使在高浓度的干扰组分Ca（Ⅱ）、Mg（Ⅱ）、SO42-、NO3-、HCO3-和腐殖酸（HA）等共存的情况下,MO-L-BC对目标污染物仍然表现出较强的吸附选择性,其中25 mg L-1HA仅使Cu（Ⅱ）和Sb（Ⅲ）在MO-L-BC上的吸附容量分别下降20%和23%。论文还借助实验验证、FTIR、XPS光谱分析等表征方法,初步揭示了大孔生物碳基氧化锰复合材料吸附Cu（Ⅱ）和Sb（Ⅲ）的潜在吸附机制。结果证实,MO-L-BC上含氧官能团-COOH、-OH为Cu（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）的吸附提供了大量的结合位点,同时Cu（Ⅱ）、Sb（Ⅲ）与材料上负载的MO反应,以内球络合的形式被吸附;溶液pH值的增加会增强MO-L-BC的表面电负性,从而导致Cu（Ⅱ）的吸附量逐渐增加,脱质子过程在酸性p H范围内可促进Sb（OH）2+的吸附,而在碱性p H范围内会抑制Sb（OH）4-的吸附;XPS分析表明,MO-L-BC对Sb（Ⅲ）的吸附是通过两个步骤完成的,即先吸附Sb（Ⅲ）,然后将部分吸附Sb（Ⅲ）氧化成Sb（V）继而吸附,同时Mn（IV）被还原生成Mn（Ⅱ）,但生成的Mn（Ⅱ）可以通过表面络合作用重新吸附到MO-L-BC上。在实际应用方面,对于Sb（Ⅲ）和Cu（Ⅱ）共存体系,Sb（Ⅲ）从0增加到50 mg L-1,仅使MO-L-BC对Cu（Ⅱ）吸附去除率下降20%,而Sb（Ⅲ）作为干扰物时,对Cu（Ⅱ）的吸附略有促进;采用固定床吸附-脱附实验评估了生物碳基氧化锰复合材料净化污染物的实际应用潜能,结果发现,MO-L-BC不仅能成功应用于固定床吸附系统,而且可实现模拟废水的深度净化,MO-L-BC可以实现三级处理流量高达0.27 m h-1的单一污染物（Sb（Ⅲ）或Cu（Ⅱ））或共污染废水,其能将数千倍于自身重量的废水中目标污染物的浓度降低至相应废水控制标准以下,甚至于饮用水最大残留标准以下。另外,柱吸附饱和的MO-L-BC还可采用少量的酸碱盐混合溶液在原位稳定再生。由此可见,大孔生物炭-氧化锰复合材料在水体中Cu、Sb、快速深度净化方面具有非常广阔的应用前景。
李婧[8]（2019）在《固定化微生物反应器处理含铜废水的特性研究》文中认为电镀、矿山开采等行业产生大量的含铜废水,其中的Cu2+短时间内难以降解,对环境和人体健康造成影响。固定化微生物技术处理效率高、成本低廉,因此,本文对固定化气单胞菌小球组建的固定化微生物反应器处理含铜废水进行模拟研究。以聚乙烯醇3%、海藻酸钠1.8%、明胶0.5%为制备条件,得出此条件下固定化气单胞菌小球对Cu2+的吸附率为62.59%。通过扫描电镜分析,发现小球表面的褶皱以及内部的网状空隙都有利于微生物的生长,为固定化小球去除Cu2+提供必要基础。通过模拟组建固定化微生物反应器,以处理时间、Cu2+初始浓度、气单胞菌用量、营养物质浓度、曝气时间为单因素控制变量,进行固定化微生物反应器处理含铜废水的实验研究。结果表明反应器最佳吸附时间为6h、Cu2+初始浓度120mg/L、气单胞菌20g/L、营养物质浓度80g/L、曝气时间为1h,可实现对Cu2+的最优处理效果。吸附动力学分析表明,Cu2+与固定化微生物反应器中的固定化气单胞菌小球接触,进而与褶皱充分接触,通过表面孔隙进入小球内部,通过小扩散作用,与气单胞菌进行充分的接触,降低废水中Cu2+含量。固定化微生物反应器吸附是多层吸附。同时,随着反应器中固定化气单胞菌小球的增加,反应器处理含铜废水的效果会更好。经过对Cu2+的吸附-解吸迟滞性进行分析,Cu2+具有一定的解吸迟滞性,但是其影响较小,表明反应器中的固定化气单胞菌小球具有较好的再生性和重复利用性。扫描电镜结果表明,吸附后的固定化气单胞菌小球上存在着大量完整的气单胞菌附着在小球内部,说明气单胞菌在固定化材料内透过表面孔隙,可以从生存环境中获取营养物质生长繁殖,保持生命活性,证明气单胞菌具有良好的再生性,用固定化气单胞菌作为微生物反应器的生物填料,可实现连续性处理废水的目的。通过对比处理前后固定化气单胞菌的傅里叶红外光谱图,分析得出主要是-OH键、B-O键、C-H键、-CH2-键参与到固定化气单胞菌处理含铜废水的过程中。
李妍,唐晓琳,赵红梅[9]（2017）在《电解法处理电镀废水的研究进展》文中研究表明电解法是指电解质溶液在电流的作用下发生电化学反应,去除重金属污染物的方法。处理电镀废水时,电解法使用低压直流电源,不消耗化学试剂,操作简单,管理方便,它是目前电镀废水处理方法中较为成熟的一种工艺,已经得到广泛应用,具有良好的发展前景。本文通过对电解法处理电镀废水的研究现状分析,发现问题,以期为电解法的发展提供建议。
陈熙[10]（2016）在《喷射床电沉积法处理含重金属废水的研究》文中指出水体重金属污染所引起的环境问题已严重危及社会经济的可持续发展与民众身体健康,有关含重金属离子废水的处理研究长期以来受到了国内外学者的广泛关注。电沉积法是一种常用的含重金属离子废水处理方法,该法不仅能够降低水体中重金属离子浓度,而且还能回收水体中的金属资源,因此开展电沉积处理含重金属离子废水的研究具有理论与现实意义。由于低浓度的含重金属离子废水很难保证较高的沉积率和电流效率,所以电沉积法的应用长期以来一直被局限在以电镀废水等为代表的高浓度重金属废水处理中。针对这一问题,本文在前人研究的基础上,自行设计了一套喷射床电沉积实验装置,以循环喷射微粒电极取代极板电极或流化床微粒电极,显着降低了电沉积对废水重金属离子的浓度要求,拓宽了其应用范围。通过对典型的单金属铜、镍和双金属铜、镍和铜、锌沉积的实验研究,考察了不同实验条件对金属离子沉积效果的影响规律,同时以Tafel、Nernst和Butler-Volmer等经典电化学理论为基础,对单、双金属离子沉积过程进行了动力学模拟分析,探讨了喷射床电沉积过程的主要反应机理。单金属铜、镍电沉积实验研究结果表明,铜离子沉积最佳pH值为3,镍离子沉积最佳pH值为4.5,随着pH值逐渐升高,DO值逐渐增大;随着电流强度的增大,单金属铜、镍沉积率都增大,DO值也逐渐升高,但电流效率逐渐降低;铜离子最佳沉积温度为40℃,镍离子为35℃,随着废水温度升高,DO值逐渐降低;相同质量的阴极微粒粒径越小比表面积越大,沉积效果越好;废水中金属离子浓度越高,沉积率越低,但电流效率越高;鼓入氮气可有效降低废水中DO值,抑制沉积金属返溶,提升铜、镍离子的电沉积率;不同的pH值和温度条件下单金属的返溶速率都表现出很好的线性相关性。控制恒电流强度10A,废水温度40℃,pH值为3,微粒粒径1.8mm,初始铜离子浓度1OOOmg·L-1,鼓入氮气,电沉积300min铜离子的最高沉积率为90.64%,比不鼓氮气提高了 12.21%,平均电流效率为81.14%,比不鼓氮气提高了 8.33%;控制恒电流强度15A,废水温度35℃,pH值为4.5,微粒粒径1.8mm,初始镍离子浓度1000mg·L-1,鼓入氮气,电沉积180min,镍离子沉积率为66.77%,比不鼓氮气提高了 31%,平均电流效率为64.61%,比不鼓氮气提高了 13.97%。双金属铜、镍和铜、锌的实验研究结果表明,双金属共沉积时,铜离子最佳pH值为3,镍离子最佳pH值为4.5,锌离子最佳pH值为3.5。随着pH值逐渐升高,DO值逐渐增大,由于置换反应的存在,镍、锌的净返溶率要高于铜,当pH值超过4以后,锌铜和镍铜之间的置换反应速率已经高于返溶速率;随着电流强度的增大,电沉积速率增大,铜、镍和铜、锌各自的沉积率和废水的DO值都会增大,但电流效率下降;随着废水温度升高,DO值逐渐降低,电沉积率、返溶速率和置换反应速率都增大,但铜、镍和铜、锌的总沉积率逐渐降低;鼓入氮气可有效降低废水DO值,降低沉积金属的返溶速率,强化废水的对流传质效果,提升铜、镍和铜、锌离子的共电沉积率,双金属在沉积过程中表现出明显的顺序性。对于铜、镍而言,控制恒电流强度15A,废水温度25℃,前210min控制pH值为3,后270min控制pH值为4.5,鼓入氮气,电沉积480min铜离子沉积率为99.88%,镍离子沉积率为85.21%,比不鼓氮气增加了 17.69%,鼓氮条件下总沉积率为90.42%,比不鼓氮气提高了 10.86%,平均电流效率为68.89%,比不鼓氮气提高17.72%。对于铜、锌而言,控制恒电流强度15A,废水温度25℃,pH为3.5,鼓入氮气,沉积210min后,铜离子沉积率已经超过99%,锌离子沉积480min后,沉积率为75.64%,比不鼓氮气提高了 15%,鼓氮条件下铜、锌离子的总沉积率为87.19%,比不鼓氮气提高了 8.6%,平均电流效率为65.59%,比不鼓氮气提高11.85%。以电沉积过程电化学基本原理为基础,建立了单金属和双金属沉积过程中和关闭电流后铜、镍、锌离子浓度与电化学反应速率常数、返溶速率常数、置换反应速率常数、传质系数和沉积时间的微分方程,并根据边界条件求出了微分方程的通解。通过对方程参数的分析,验证了实验结果和动力学模拟分析结论的一致性,从理论与实际两个方面为喷射床电沉积的深入研究提供了科学依据。
二、流化床电解法处理含铜废水装置的研制（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、流化床电解法处理含铜废水装置的研制（论文提纲范文）
（1）2020年国内有机硅进展（论文提纲范文）
| 1 行业发展概况 |
| 2 产品研发进展 |
| 2.1 硅橡胶 |
| 2.1.1 室温硫化硅橡胶 |
| 2.1.2 热硫化硅橡胶 |
| 2.1.3 加成型硅橡胶 |
| 2.2 硅油 |
| 2.3 硅树脂 |
| 2.4 硅烷 |
| 2.5 其它有机硅材料 |
| 2.6 有机硅改性有机材料 |
| 2.6.1 有机硅改性丙烯酸酯 |
| 2.6.2 有机硅改性环氧树脂 |
| 2.6.3 有机硅改性聚氨酯 |
| 2.6.4 有机硅改性其它材料 |
（2）膜电解法处理高浓度含铜电镀废水技术工艺（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 电镀废水的产生、分类及危害 |
| 1.1.1 电镀废水的产生 |
| 1.1.2 电镀废水的分类 |
| 1.1.3 电镀废水的危害 |
| 1.2 电镀废水的处理现状及发展 |
| 1.2.1 历史发展状况 |
| 1.2.2 未来发展趋势 |
| 1.3 电镀废水的处理及检测方法 |
| 1.3.1 处理标准 |
| 1.3.2 检测方法 |
| 1.4 电镀废水的处理方法 |
| 1.4.1 含氰废水处理方法 |
| 1.4.2 含镍废水处理方法 |
| 1.4.3 含铜废水处理方法 |
| 1.4.4 含铬废水处理方法 |
| 1.4.5 含油废水处理方法 |
| 1.4.6 有机污染废水处理方法 |
| 1.5 课题研究的背景、内容及意义 |
| 1.5.1 课题研究的背景 |
| 1.5.2 课题研究的内容 |
| 1.5.3 课题研究的意义 |
| 2 实验前期准备 |
| 2.1 废水来源 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 铜的检测方法 |
| 2.2.2 硫酸检测方法 |
| 2.2.3 pH值检测方法 |
| 2.3 考察指标计算 |
| 2.3.1 铜回收率 |
| 2.3.2 硫酸回收率 |
| 2.3.3 电流效率 |
| 2.3.4 反应能耗 |
| 2.4 实验仪器及药剂 |
| 2.4.1 实验仪器 |
| 2.4.2 实验药剂 |
| 2.4.3 其他实验材料 |
| 3 金属铜的富集浓缩 |
| 3.1 实验原理及装置 |
| 3.1.1 实验原理 |
| 3.1.2 实验装置 |
| 3.2 离子交换树脂的准备 |
| 3.2.1 树脂分类及选择 |
| 3.2.2 树脂预处理 |
| 3.3 实验设计及结果 |
| 3.3.1 离子交换结果分析 |
| 3.3.2 洗脱再生结果分析 |
| 3.3.3 连续运行结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 膜电解法回收金属铜 |
| 4.1 实验原理及方法 |
| 4.1.1 实验原理 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 预实验 |
| 4.2.1 实验参数的确定 |
| 4.2.2 不同阳极材料的实验结果分析 |
| 4.2.3 电解时间的确定 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 正交实验 |
| 4.3.1 正交实验设计 |
| 4.3.2 实验结果分析 |
| 4.3.3 小结 |
| 4.4 单因素实验 |
| 4.4.1 实验方案设计 |
| 4.4.2 Cu~(2+)初始浓度对实验结果的影响 |
| 4.4.3 电流密度对实验结果的影响 |
| 4.4.4 极板间距对实验结果的影响 |
| 4.4.5 温度对实验结果的影响 |
| 4.4.6 阴极室pH值对实验结果的影响 |
| 4.4.7 添加剂对实验结果的影响 |
| 4.4.8 表征分析 |
| 4.4.9 小结 |
| 5 经济效益分析 |
| 5.1 处理成本计算 |
| 5.1.1 富集浓缩工艺成本计算 |
| 5.1.2 单膜双室工艺成本计算 |
| 5.2 回收铜的价值 |
| 5.3 经济效益计算 |
| 5.4 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（3）钢铁酸洗废液处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 钢铁酸洗废液的处理方法 |
| 1.2.1 高温焙烧法 |
| 1.2.2 结晶法 |
| 1.2.3 溶剂萃取法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 化学转化法 |
| 1.2.6 电解法 |
| 1.2.7 膜分离法 |
| 1.2.8 酸洗废液处理方法总结及发展展望 |
| 1.3 电解法处理酸洗废液的原理及研究现状 |
| 1.4 膜分离技术处理酸洗废液的原理及研究现状 |
| 1.4.1 电渗析法基本原理和研究现状 |
| 1.4.2 膜电解法基本原理和研究现状 |
| 1.5 研究目的及主要内容 |
| 第2章 实验方法 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验内容 |
| 2.2.1 电解法处理酸洗废液 |
| 2.2.2 电渗析法处理酸洗废液 |
| 2.2.3 膜电解法处理酸洗废液 |
| 2.3 检测及评价方法 |
| 2.3.1 实验参数的测定及计算方法 |
| 2.3.2 高锰酸钾滴定法确定Fe~(2+)含量 |
| 2.3.3 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.4 X射线衍射仪(XRD) |
| 第3章 电解法处理钢铁盐酸酸洗废液技术研究 |
| 3.1 阳极材料对电解法处理酸洗废液的影响 |
| 3.2 电流密度对电解法处理酸洗废液的影响 |
| 3.3 温度对电解法处理酸洗废液的影响 |
| 3.4 废液浓度对电解法处理酸洗废液的影响 |
| 3.5 处理时间对电解法处理酸洗废液的影响 |
| 3.6 优化结果 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 电渗析法处理钢铁盐酸酸洗废液技术研究 |
| 4.1 电流密度对电渗析法处理高浓度酸洗废液的影响 |
| 4.2 酸洗液浓度变化对电渗析法处理效果的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 膜电解法处理钢铁盐酸酸洗废液技术研究 |
| 5.1 电流密度对膜电解法处理酸洗废液的影响 |
| 5.1.1 电流密度对单位电量产率和能耗的影响 |
| 5.1.2 电流密度对产物草酸亚铁形貌的影响 |
| 5.2 电渗析液浓度对膜电解法处理酸洗废液的影响 |
| 5.2.1 电渗析液浓度对单位电量产率和能耗的影响 |
| 5.2.2 电渗析液浓度对产物草酸亚铁形貌的影响 |
| 5.3 阴极液浓度对膜电解法处理酸洗废液的影响 |
| 5.3.1 阴极液浓度对单位电量产率和能耗的影响 |
| 5.3.2 阴极液浓度对产物草酸亚铁形貌的影响 |
| 5.4 不同制备方法得到的草酸亚铁结构形貌对比 |
| 5.5 不同原料得到的四氧化三铁结构形貌对比 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间论文、专利 |
（4）扩散渗析组合电化学回收酸洗废水中酸和铁的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 酸洗废水的来源及危害 |
| 1.3 酸洗废水的处理技术进展 |
| 1.3.1 中和法 |
| 1.3.2 高温焙烧法 |
| 1.3.3 蒸发浓缩法 |
| 1.3.4 离子交换树脂法 |
| 1.3.5 萃取法 |
| 1.3.6 活性炭吸附法 |
| 1.3.7 膜分离法 |
| 1.4 扩散渗析法原理及应用 |
| 1.4.1 扩散渗析的基本原理 |
| 1.4.2 扩散渗析的应用 |
| 1.4.3 扩散渗析与其他技术相结合 |
| 1.5 电化学法在水处理中的原理及应用 |
| 1.5.1 电解氧化 |
| 1.5.2 电解还原 |
| 1.5.3 微电解法 |
| 1.5.4 电絮凝法 |
| 1.6 本课题研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 主要实验仪器及药品 |
| 2.1.1 主要实验药品 |
| 2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.1.3 阴离子交换膜性能指标 |
| 2.1.4 实验装置 |
| 2.2 测试方法 |
| 2.2.1 酸度测定 |
| 2.2.2 铁离子测定 |
| 2.2.3 产物形貌分析 |
| 2.3 扩散渗析实验步骤 |
| 2.3.1 初始pH对酸回收效率的影响 |
| 2.3.2 初始铁浓度对酸回收效率的影响 |
| 2.3.3 液流比对酸回收效率的影响 |
| 2.3.4 扩散室循环次数对酸回收效率的影响 |
| 2.3.5 铁离子存在对扩散渗析实验的影响 |
| 2.4 电化学实验步骤 |
| 2.4.1 初始pH对酸洗废水处理效果的影响 |
| 2.4.2 初始铁浓度对酸洗废水处理效果的影响 |
| 2.4.3 电压对酸洗废水处理效果的影响 |
| 2.4.4 酸洗废水类型对处理结果的影响 |
| 第三章 扩散渗析组合电化学处理酸洗废水的结果分析 |
| 3.1 扩散渗析法处理酸洗废水的结果分析 |
| 3.1.1 初始pH对酸回收率的影响 |
| 3.1.2 初始铁浓度对酸回收率的影响 |
| 3.1.3 液流比对酸回收率的影响 |
| 3.1.4 扩散室循环次数对酸回收率的影响 |
| 3.1.5 铁离子存在对扩散的影响分析 |
| 3.2 电化学处理酸洗废水的结果分析 |
| 3.2.1 初始pH对酸回收率的影响 |
| 3.2.2 初始铁浓度对酸回收率的影响 |
| 3.2.3 电压对酸回收率的影响 |
| 3.2.4 初始铁浓度对铁回收率的影响 |
| 3.2.5 电压对铁回收率的影响 |
| 3.2.6 初始pH对铁回收率的影响 |
| 3.2.7 酸洗废水类型对处理效果的影响 |
| 本章小结 |
| 第四章 铁副产物表征分析 |
| 4.1 X射线衍射分析 |
| 4.1.1 产物晶型分析 |
| 4.1.2 初始铁浓度对产物晶型的影响 |
| 4.1.3 初始pH对产物晶型的影响 |
| 4.2 样品形貌分析 |
| 4.2.1 初始铁浓度对样品形貌的影响 |
| 4.2.2 电压对样品形貌的影响 |
| 4.2.3 pH对样品形貌的影响 |
| 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）石灰石基羟基磷灰石涂层及其复合材料去除废水中Cu（Ⅱ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含铜废水污染简介及危害 |
| 1.2 含铜废水的处理 |
| 1.3 羟基磷灰石的研究现状 |
| 1.3.1 羟基磷灰石及其结构 |
| 1.3.2 羟基磷灰石制备方法 |
| 1.3.3 羟基磷灰石在水处理中的应用 |
| 1.4 本论文的选题意义及研究内容 |
| 1.4.1 选题意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 石灰石基羟基磷灰石涂层材料对水溶液中Cu~(2+)吸附性能研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 材料制备方法 |
| 2.2.3 所需溶液配制 |
| 2.2.4 制备材料表征 |
| 2.2.5 吸附实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 表征结果 |
| 2.3.2 吸附平衡时间探究 |
| 2.3.3 吸附剂用量对吸附实验的影响 |
| 2.3.4 吸附等温线研究 |
| 2.3.5 吸附动力学研究 |
| 2.3.6 吸附热力学研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 石灰石基掺杂羟基磷灰石涂层材料对水溶液中Cu~(2+)吸附性能研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 材料制备方法 |
| 3.2.3 所需溶液配制 |
| 3.2.4 制备材料表征 |
| 3.2.5 吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 表征结果 |
| 3.3.2 反应时间对材料吸附效果的影响 |
| 3.3.3 吸附等温线研究 |
| 3.3.4 吸附动力学研究 |
| 3.3.5 吸附热力学研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 石灰石基CS/HAP涂层复合材料对水溶液中Cu~(2+)吸附性能的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及仪器 |
| 4.2.2 材料制备方法 |
| 4.2.3 所需溶液配制 |
| 4.2.4 制备材料表征 |
| 4.2.5 吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 表征结果 |
| 4.3.2 反应时间对材料吸附效果的影响 |
| 4.3.3 吸附等温线研究 |
| 4.3.4 吸附动力学研究 |
| 4.3.5 吸附热力学研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 石灰石基羟基磷灰石涂层及其复合材料对实际含铜废水的处理 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂及仪器 |
| 5.2.2 所需溶液配制 |
| 5.2.3 吸附实验 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）污泥—钢渣复合颗粒处理含Cu2+废水的实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景、意义 |
| 1.2 酸性矿山废水的特点及其危害 |
| 1.3 矿山含铜酸性废水处理的国内外研究现状 |
| 1.4 污泥的处理与处置现状 |
| 1.5 钢渣在水处理中的应用 |
| 1.6 研究内容、方法、目标、技术路线与创新点 |
| 2 实验材料与实验方案 |
| 2.1 实验水样 |
| 2.2 实验材料与药剂 |
| 2.3 实验设备 |
| 2.4 实验指标及方法 |
| 2.5 材料表征方法 |
| 2.6 实验方案 |
| 3 污泥-钢渣复合颗粒的最佳制备工艺研究及微观分析 |
| 3.1 不同配比的污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观分析 |
| 3.2 不同造孔剂投量的污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观分析 |
| 3.3 不同焙烧温度的污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观分析 |
| 3.4 不同焙烧时间的污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观分析 |
| 3.5 污泥-钢渣复合颗粒的最佳制备工艺条件的正交实验研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 最佳污泥-钢渣复合颗粒的吸附性能研究 |
| 4.1 最佳污泥-钢渣复合颗粒的吸附等温特性 |
| 4.2 最佳污泥-钢渣复合颗粒的吸附动力学分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 最佳污泥-钢渣复合颗粒与最佳膨润土-钢渣复合颗粒的对比研究 |
| 5.1 两种最佳钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观对比分析 |
| 5.2 不同反应时间的两种最佳钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的去除效果及微观对比分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 污泥-钢渣复合颗粒处理含Cu~(2+)废水反应条件的研究 |
| 6.1 不同吸附剂投加量时污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的吸附去除性能 |
| 6.2 不同振荡速度时污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的吸附去除性能 |
| 6.3 不同初始pH时污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的吸附去除性能 |
| 6.4 不同反应时间时污泥-钢渣复合颗粒对Cu~(2+)的吸附去除性能 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）氧化锰-大孔生物炭复合材料的研制及其高效去除水中Cu（Ⅱ）和Sb（Ⅲ）的特性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体中Cu、Sb的污染现状及危害 |
| 1.1.2 水体中Cu处理方法简介 |
| 1.1.3 水体中Sb处理方法简介 |
| 1.1.4 生物炭吸附Cu、Sb的研究及瓶颈 |
| 1.1.5 氧化锰吸附水中Cu、Sb的应用前景 |
| 1.1.6 氧化锰改性生物炭的应用及不足 |
| 1.2 研究目标、内容及基本思路 |
| 1.2.1 研究目标及意义 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 研究思路 |
| 第二章 氧化锰-大孔生物炭复合材料的制备与表征 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.2 材料的制备 |
| 2.2.1 载体的制备 |
| 2.2.2 MO-L-BC的制备 |
| 2.3 材料的表征 |
| 2.3.1 表征类型 |
| 2.3.2 表征结果 |
| 第三章 MO-L-BC吸附Cu的性能研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 吸附动力学 |
| 3.2.2 吸附等温线 |
| 3.2.3 pH对吸附的影响 |
| 3.2.4 共存物质的影响 |
| 第四章 MO-L-BC吸附Sb的性能研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附动力学 |
| 4.2.2 吸附等温线 |
| 4.2.3 pH对吸附的影响 |
| 4.2.4 共存物质的影响 |
| 4.2.5 吸附机理分析 |
| 第五章 MO-L-BC对 Sb和 Cu混合溶液的实际应用评价 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Sb与Cu吸附的交互影响 |
| 5.2.2 Cu的固定床吸附-脱附循环实验 |
| 5.2.3 Sb的固定床吸附-脱附循环实验 |
| 5.2.4 Sb与Cu共存时对固定床吸附的影响 |
| 第六章 研究结论、创新点与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
（8）固定化微生物反应器处理含铜废水的特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含铜废水的来源、性质及其危害 |
| 1.2 国内外含铜废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学法 |
| 1.2.2 物理化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 固定化微生物技术 |
| 1.3.1 固定化微生物技术分类 |
| 1.3.2 微生物固定化技术的载体分类及优缺点 |
| 1.4 固定化微生物反应器技术的应用 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与药品 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 正交实验分析方法 |
| 2.3.2 单因素实验研究 |
| 2.3.3 吸附动力学研究 |
| 2.3.4 吸附平衡研究 |
| 2.3.5 吸附机理研究 |
| 2.3.6 吸附-解吸实验研究 |
| 2.4 实验步骤 |
| 2.4.1 气单胞菌的活化与培养 |
| 2.4.2 固定化气单胞菌的制备 |
| 2.4.3 正交实验 |
| 2.4.4 模拟废水的配制 |
| 2.4.5 Cu~(2+)去除率测定 |
| 2.4.6 固定化微生物反应器处理含铜废水单因素实验步骤 |
| 2.4.7 固定化微生物反应器处理含铜废水机理初探实验步骤 |
| 2.4.8 固定化微生物反应器连续处理含铜废水实验步骤 |
| 第3章 实验结果与分析 |
| 3.1 铜标准曲线绘制 |
| 3.2 气单胞菌固定化正交实验结果分析 |
| 3.2.1 正交实验极差分析 |
| 3.2.2 最优包埋条件确定 |
| 3.3 固定化微生物反应器处理含铜废水单因素实验结果分析 |
| 3.3.1 时间对处理效果的影响实验分析 |
| 3.3.2 Cu~(2+)初始浓度对处理效果的影响实验分析 |
| 3.3.3 气单胞菌用量对处理效果的影响实验分析 |
| 3.3.4 营养物质浓度对处理效果的影响实验分析 |
| 3.3.5 曝气时间对处理效果的影响实验分析 |
| 3.4 固定化微生物反应器连续处理含铜废水实验分析 |
| 3.5 吸附—解吸实验结果分析 |
| 3.6 讨论 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 固定化微生物反应器处理含铜废水机理初探 |
| 4.1 吸附动力学实验结果分析 |
| 4.1.1 准一级动力学方程拟合 |
| 4.1.2 准二级动力学方程拟合 |
| 4.1.3 Webber-Morris模型动力学方程拟合 |
| 4.1.4 双常数模型动力学方程拟合 |
| 4.1.5 Elovich模型动力学方程拟合 |
| 4.1.6 吸附动力学实验结果讨论 |
| 4.2 等温吸附实验结果分析 |
| 4.3 CU~(2+)吸附-解吸迟滞性分析 |
| 4.4 扫描电镜实验结果分析 |
| 4.4.1 固定化空白小球和固定化气单胞菌的形态表征 |
| 4.4.2 固定化气单胞菌小球处理废水前后形态特征 |
| 4.5 傅里叶红外光谱结果分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的文章 |
（9）电解法处理电镀废水的研究进展（论文提纲范文）
| 1 电解法处理含铬废水 |
| 2 电解法处理含铜废水 |
| 3 电解法处理含镍废水 |
| 4 存在的问题 |
| 5 结语 |
（10）喷射床电沉积法处理含重金属废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 含重金属离子废水的污染现状和危害 |
| 1.2.1 含重金属离子废水的污染现状 |
| 1.2.2 含重金属离子废水污染的危害 |
| 1.3 含重金属离子废水的处理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.1.1 氢氧化物沉淀法 |
| 1.3.1.2 硫化物沉淀法 |
| 1.3.1.3 铁氧体法 |
| 1.3.1.4 钡盐沉淀法 |
| 1.3.2 气浮法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 离子交换法 |
| 1.3.5 膜分离法 |
| 1.3.6 生物法 |
| 1.3.6.1 生物絮凝法 |
| 1.3.6.2 生物吸附法 |
| 1.3.6.3 植物修复 |
| 1.3.7 光催化法 |
| 1.3.8 基因工程 |
| 1.3.9 电化学法 |
| 1.4 电沉积法处理重金属废水的研究进展 |
| 1.4.1 电沉积法发展概况 |
| 1.4.2 电沉积主要装置 |
| 1.4.2.1 电解槽 |
| 1.4.2.2 电极材料 |
| 1.4.2.3 电极形态的发展 |
| 1.5 电沉积法的基本理论 |
| 1.5.1 电极的极化 |
| 1.5.1.1 浓差极化 |
| 1.5.1.2 电化学极化 |
| 1.5.2 电沉积反应电极过程 |
| 1.5.2.1 液相传质 |
| 1.5.2.2 前置转化 |
| 1.5.2.3 电荷传递 |
| 1.5.2.4 电结晶 |
| 1.5.3 电化学反应热力学 |
| 1.5.3.1 法拉第定律 |
| 1.5.3.2 能斯特方程 |
| 1.5.3.3 焓 |
| 1.5.3.4 吉布斯自由能 |
| 1.5.4 电化学反应动力学 |
| 1.5.4.1 电化学反应速率 |
| 1.5.4.2 交换电流密度 |
| 1.5.4.3 异相化学反应速度表示方法 |
| 1.5.4.4 塔菲尔公式 |
| 1.5.4.5 巴特勒-伏尔默方程 |
| 1.5.4.6 阿伦尼乌斯方程 |
| 1.5.4.7 菲克第一定律 |
| 1.6 本文主要研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 主要研究内容 |
| 1.6.2 主要技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 SBE系统的设计与运行 |
| 2.2.1 喷射床反应器 |
| 2.2.2 电源和电极 |
| 2.2.2.1 线性直流电源 |
| 2.2.2.2 阳极 |
| 2.2.2.3 阴极 |
| 2.2.2.4 馈电极 |
| 2.2.3 SBE系统 |
| 2.3 分析测试及实验方法 |
| 2.3.1 铜离子浓度测定 |
| 2.3.1.1 铜离子标准曲线的绘制 |
| 2.3.1.2 铜离子测定步骤 |
| 2.3.2 镍离子浓度测定 |
| 2.3.2.1 镍离子标准曲线的绘制 |
| 2.3.2.2 镍离子测定步骤 |
| 2.3.3 锌离子浓度测定 |
| 2.3.4 实验操作方法 |
| 2.4 实验考察指标 |
| 2.4.1 沉积率 |
| 2.4.2 电流效率 |
| 2.4.3 DO值 |
| 2.4.4 返溶量 |
| 第3章 单金属离子电沉积实验研究 |
| 3.1 单金属离子电沉积反应原理 |
| 3.2 SBE实验参数对单金属电沉积效果的影响 |
| 3.2.1 pH值对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.2.2 电流强度对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.2.3 废水温度对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.2.4 离子浓度对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.2.5 微粒电极粒径对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.2.6 鼓入氮气对单金属离子电沉积效果的影响 |
| 3.3 SBE微粒电极电沉积后电镜表征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 双金属离子共电沉积实验研究 |
| 4.1 双金属离子共电沉积反应原理 |
| 4.2 SBE实验参数对双金属共电沉积效果的影响 |
| 4.2.1 pH值对双金属离子共沉积效果的影响 |
| 4.2.2 电流强度对双金属离子共沉积效果的影响 |
| 4.2.3 废水温度对双金属离子共沉积效果的影响 |
| 4.2.4 鼓入氮气对双金属离子共沉积效果的影响 |
| 4.3 SBE微粒电极电沉积后电镜表征分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 重金属离子电沉积动力学模型 |
| 5.1 单金属离子电沉积动力学模型 |
| 5.1.1 边界条件假设 |
| 5.1.2 单金属离子电沉积动力学模型 |
| 5.2 双金属离子共电沉积动力学模型 |
| 5.2.1 边界条件假设 |
| 5.2.2 双金属离子共电沉积动力学模型 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的主要论着 |
| 作者简介 |
四、流化床电解法处理含铜废水装置的研制（论文参考文献）
- [1]2020年国内有机硅进展[J]. 胡娟,李文强,张晓莲,张爱霞,陈莉,曾向宏. 有机硅材料, 2021(03)
- [2]膜电解法处理高浓度含铜电镀废水技术工艺[D]. 杜晗. 兰州交通大学, 2021(02)
- [3]钢铁酸洗废液处理技术研究[D]. 赫红超. 上海应用技术大学, 2021
- [4]扩散渗析组合电化学回收酸洗废水中酸和铁的研究[D]. 王晓昱. 大连交通大学, 2020(06)
- [5]石灰石基羟基磷灰石涂层及其复合材料去除废水中Cu（Ⅱ）的研究[D]. 陈文金. 南昌大学, 2020(01)
- [6]污泥—钢渣复合颗粒处理含Cu2+废水的实验研究[D]. 刘晓丹. 辽宁工程技术大学, 2020
- [7]氧化锰-大孔生物炭复合材料的研制及其高效去除水中Cu（Ⅱ）和Sb（Ⅲ）的特性研究[D]. 裘莲. 浙江工业大学, 2020(03)
- [8]固定化微生物反应器处理含铜废水的特性研究[D]. 李婧. 西南交通大学, 2019(03)
- [9]电解法处理电镀废水的研究进展[J]. 李妍,唐晓琳,赵红梅. 中国资源综合利用, 2017(09)
- [10]喷射床电沉积法处理含重金属废水的研究[D]. 陈熙. 东北大学, 2016(01)