一、生物法处理含铬废水的研究进展（论文文献综述）
杜晗[1]（2021）在《膜电解法处理高浓度含铜电镀废水技术工艺》文中指出现如今,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。
杨增霞[2]（2021）在《六价铬在湟水流域西宁段的分布及去除研究》文中研究表明工业革命之后,社会飞速发展,人民生活水平提高的同时,环境污染现象也渐渐显露。铬及其化合物被普遍运用在工业生产中,大量的含铬废水如果未经处理就排放到环境中,会对环境造成不可估量的危害,伴随着物质循环与转移,最终会危害人类身体健康和生命安全。治理六价铬污染迫在眉睫。在了解六价铬去除机理的前提下,找出铬污染源会对六价铬的治理起到事半功倍的作用。选用一种合适的生物吸附剂既节约了成本又治理了污染,对环境治理有重大作用。（1）六价铬在湟水流域西宁段的分布情况是更好地控制与治理铬污染的基础。在湟水流域西宁段周边的不同功能区选取了52个监测点,布点、采样、进行实验,得到吸光度值,根据公式计算出六价铬浓度。利用Spss软件通过聚类分析划分出不同的铬污染区域,能准确反映六价铬的分布情况,将聚类结果标注在河网图中,可以直观地反映六价铬的污染状况,同时跟踪分析近20年铬含量变化趋势,对湟水流域六价铬污染治理具有一定的实际意义。（2）构建出了不同价态铬相互反应的网络机理图,通过DFT在B3LYP/6-31G（d,p）的基组水平下优化出Cr2O72-、Cr O42-、Cr O43-、Cr O32-、Cr3+形态构型并计算出了能量。从不同价态铬相互反应的网络图中找出了所有连通终端点六价铬反应图,结合能量差推测出酸性条件下六价铬转化为三价铬的四种机理,为六价铬的污染提供了相关信息。（3）通过拉曼光谱实验确定了高浓度重铬酸钾溶液的最佳特征峰,绘制出标准曲线,回归方程和相关系数为:Y=49.36X-99.62,R2=0.9999。线性范围在2.86～40.00 g/L,该方法精密度高,检出限低,可以高效简便测定高浓度六价铬含量。为铬盐厂清洁生产的监控、铬渣处理以及电镀等行业高浓度六价铬的测定提供了一种准确、可靠、简单的分析方法,具有实际应用价值。（4）分别以菜籽饼、麸皮、沙子和牛奶作为生物吸附剂探讨它们对六价铬的去除效率和吸附机制。探究吸附剂用量、吸附时间、pH、六价铬溶液初始浓度四个因素对吸附效果的影响,得出:麸皮在吸附剂用量2.0 g、pH=2、六价铬初始浓度为5 mg/L、吸附240 min时去除率为99.31%;菜籽饼在吸附剂用量1.2g、pH=1、初始浓度为10 mg/L、吸附时间为50 min时去除率为99.43%;牛奶分别在pH=2、Cr（Ⅵ）初始浓度为30 mg/L、牛奶稀释比为0.8:5、吸附180 min的条件下去除率能达到98.5%。pH、时间、初始浓度四个影响因素中,pH对去除率的影响最显着。麸皮对六价铬离子的吸附过程与准二级动力学方程接近,吸附等温符合Freundlich模型,饱和吸附量为55.44 mg/kg。沙子对六价铬的的吸附过程符合准一级动力学模型;准二级动力学模型和Freundlich等温模型能较好地描述麸皮对Cr（Ⅵ）的吸附过程。在菜籽饼对六价铬吸附的单因素试验设计基础上通过四因素三水平响应面法试验,建立了响应值与影响因素之间的模型,可以预测理论去除率。根据回归模型,可以确定菜籽饼去除六价铬的最佳工艺参数:pH=4.50,投加0.63 g吸附剂,吸附30 min,六价铬初始浓度为45 g/m L,最大去除率可达98.03%。通过分析,所建立的数学模型可以更好地预测各种因素与去除率之间的关系。
赵超然[3]（2020）在《载铁氧化石墨烯/壳聚糖的制备及其对水体中砷、铬的去除》文中研究说明砷和铬是毒性很强的两种元素,随人类社会经济发展,水体砷和铬含量显着超标,严重危害人体健康。因此,去除水体中砷和铬的吸附材料被广泛关注。本研究基于氧化石墨烯（Graphene oxide,GO）和壳聚糖（Chitosan,CS）的自组装原理,以FeCl3·6H2O为改性剂,使用包埋法制备了包裹着α-FeO（OH）的氧化石墨烯/壳聚糖（Fe@GOCS）;以FeCl2·4H2O为改性剂,通过浸渍加热蒸发法合成了负载α-Fe2O3的氧化石墨烯/壳聚糖（Fe-GOCS）球形材料。采用静态吸附实验研究了Fe@GOCS对As（Ⅲ）以及Fe-GOCS对Cr（Ⅵ）的去除效果及其影响因素,结合材料表征测试进一步揭示复合材料对砷和铬的去除机制,主要结论如下。（1）Fe@GOCS的表征结果显示,材料中的铁主要为α-FeO（OH）,是吸附As（Ⅲ）的主体,随载铁物质的量增加,对As（Ⅲ）的吸附容量增大。Fe-GOCS吸附Cr（Ⅵ）的主体包括GOCS和负载的α-Fe2O3,随浸渍使用的铁摩尔浓度增加,对Cr（Ⅵ）的吸附容量增大,当浓度超过0.25mol/L时,吸附容量下降。（2）经测定,Fe@GOCS和Fe-GOCS的Zeta零点电位分别为8.2和7.5,两种材料分别对As（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的吸附容量随溶液pH的降低而增大。共存离子的研究结果显示PO43-和Fe3+对Fe@GOCS吸附As（Ⅲ）的影响明显,而SO42-则在一定程度上影响Fe-GOCS吸附Cr（Ⅵ）的效果。（3）吸附动力学结果表明,Fe@GOCS吸附As（Ⅲ）的过程符合伪二阶动力学方程。在318.15 K、pH值为3.0和投加量为1.0g/L条件下,对As（Ⅲ）的最大吸附容量达289.4 mg/g,五次吸附-解吸附后,吸附容量增加。Fe-GOCS对Cr（VI）吸附过程中的前10h符合伪一阶动力学方程,10h后的吸附过程符合伪二阶动力学方程。在318.15 K,pH值为2.0和投加量为0.9g/L条件下,最大吸附容量达141.5mg/g,五次吸附-解吸附后,吸附容量略微下降。（4）热力学结果显示,Fe@GOCS吸附As（Ⅲ）和Fe-GOCS吸附Cr（VI）过程均为吸热和熵增的自发反应,升温利于吸附。其中Fe@GOCS吸附As（Ⅲ）的过程用Langmuir、Freundlich和Sips三个等温模型均可解释,而Fe-GOCS吸附Cr（VI）的过程更符合Langmuir和Sips模型。（5）XPS的研究显示Fe@GOCS吸附的砷为As（Ⅲ）,结合相关表征测试与吸附实验结果,认为离子交换和表面络合是Fe@GOCS去除As（Ⅲ）的主要机制。对于Fe-GOCS而言,参与Cr（VI）吸附的主要功能基团为—NH2、Fe—OH和—OH,其吸附机制主要包括氧化还原反应、静电结合和离子交换。
孙呈[4]（2020）在《苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究》文中提出近年来,我国的工业发展日益迅猛,导致了大量废水的排放,其中含酚废水和含铬废水是两类主要的工业废水。厌氧生物处理法以其绿色、经济、方便的优点被普遍应用于工业废水的处理中。理论上苯酚的氧化和六价铬的还原可以通过厌氧微生物活动构成一个完整的全反应,无需投入额外的碳源和电子受体;但是苯酚和六价铬的毒性会对彼此功能菌产生相互抑制,因此限制了这两类废水在生物法中的同步处理。生物电化学系统（BES）结合了厌氧生物处理法与电化学法,因其可以产生电能和降解污染物受到广泛关注。生物电化学系统可以将两个半反应在空间上进行分离,因此它可能是实现苯酚和六价铬同步去除的有效方式。此外,由于大多数的电活性细菌无法直接利用苯酚,因此推测苯酚等难降解污染物的阳极氧化可能依赖着发酵细菌和电活性细菌之间的协同作用。本论文首次构建了双生物电极的双室微生物电解池（MEC）以实现含酚废水和含铬废水的同步处理;并在苯酚-铬MEC的研究基础上,对苯酚阳极氧化过程机理进行了初步探究。主要研究结果如下:（1）构建了苯酚氧化耦合六价铬还原的苯酚-铬MEC,在苯酚浓度为100 mg/L、六价铬浓度为20 mg/L的初始条件下驯化,最终实现了苯酚-铬MEC的稳定运行,可以有效处理5001000 mg/L的含酚废水和100200 mg/L的含铬废水。从驯化阶段到稳定阶段,苯酚和六价铬的去除效果逐渐增强,外电路电流呈现明显的增长趋势,阳极的库仑效率也相对提高。实验结束后,对阴极污泥进行的XPS和SEM分析证实了阴极生物还原六价铬的过程。MEC的驯化促进了相关微生物的生长,阳极的电活性细菌Clostridiumsensustricto1和阴极的六价铬还原菌Aquamicrobium、Trichococcus等功能微生物得到了明显富集。（2）在苯酚-铬MEC的基础上,对苯酚阳极氧化的机理进行了初步探究,并推测苯酚降解细菌和电活性细菌之间的互养代谢可能是苯酚阳极氧化过程的关键。分别构建了以苯酚和乙酸为单一碳源的混菌MEC进行对照,结果发现,在阴极还原六价铬方面,苯酚作为阳极碳源比乙酸更有效,因为苯酚降解细菌可以降解苯酚并缓慢释放乙酸,低浓度的乙酸作为电子供体可以更充分地被用于阳极氧化过程中。在苯酚阳极液中,群体感应信号分子的浓度比在乙酸阳极液中更高,这证实了苯酚降解细菌和电活性细菌之间的互养代谢关系。循环伏安法和傅立叶变换红外光谱也表明,苯酚阳极液和阳极污泥具有更好的电子传递能力,这是由于苯酚的互养代谢增强了阳极的生物电化学过程,促进了电活性细菌的生命活动。
张莹[5]（2020）在《改性5A分子筛对水中CH3+吸附效果及机理研究》文中研究指明近年来,随着经济发展和工业化进程加快,含有重金属离子的工业废水不断排放,重金属离子会对人类的健康产生极其严重的威胁。本文以含Cr3+重金属废水为研究对象,采用Na OH碱改性、Fe3+改性和Na OH-Fe3+复合改性的方法对5A分子筛进行改性,用于处理该类废水。考察了分子筛对水中三价铬离子的吸附去除效果,为去除废水中的铬离子提供理论依据。所得结果如下:1.当废水中所含Cr3+的浓度为30mg/L,分子筛的投加量为0.9g/L时,经计算未改性的5A分子筛对Cr3+的吸附容量为20.88mg/g,Na OH碱改性分子筛对Cr3+的吸附容量为25.29mg/g,较未改性的分子筛吸附容量提升了21.12%,Fe3+改性分子筛对Cr3+的吸附容量为21.56mg/g,吸附容量提升了3.25%,Na OH-Fe3+复合改性分子筛对Cr3+的吸附容量为31.97mg/g,吸附容量提升了53.11%。2.改性前后分子筛的吸附更符合Langmuir吸附等温模型,说明在温度一定的条件下,吸附过程主要为单分子层吸附。吸附速率更符合Lagergren准二级速率方程,表明分子筛对Cr3+的吸附过程为扩散过程。3.XRD测试表明改性后分子筛的特征衍射峰与未改性的分子筛相比,并没有发生明显改变,说明改性没有破坏分子筛的晶体结构。4.通过NaOH碱改性可降低分子筛的硅铝比使得补偿阳离子增多,从而提高其对Cr3+的吸附容量。经Fe3+改性后分子筛对于水中Cr3+的去除不仅存在着离子交换,还存在着Cr3+与分子筛表面的铁的氢氧化物发生络合反应。5A分子筛经碱改性后孔径会有一定程度增大,其有利于在Fe3+改性过程中形成更多的铁的氢氧化物,从而提高了Cr3+与氢氧化铁之间的络合效应,使得Na OH-Fe3+复合改性分子筛对Cr3+的吸附容量较未改性分子筛有较大提升。
李洋[6]（2020）在《金属表面处理废水净化方法研究》文中研究表明社会生活水平的提高对金属表面处理技术提出了更高的要求。近年来出现的锌镍合金、化学镀等新镀种及镀件也给污水处理带来了新的难题。例如,锌镍合金电镀过程中,由于锌镍离子在溶液中的平衡点难以控制,往往会在镀液中加入大量助剂以维持反应平衡,导致该类电镀废水COD较高,可生物降解性差,处理难度大。化学镀镍废水成分复杂,包含络合剂、次磷酸盐、pH缓冲剂等多种物质,络合剂会与镍离子结合形成高稳定络合物,因此重金属难以通过常规技术去除。镀件退镀通常采用硝酸,高浓度硝酸盐废水的达标处理也成为金属表面处理行业的老大难问题。因此,本论文重点针对上述实际废水中COD、重金属、总磷、硝酸盐氮的脱除开展研究。首先,采用生物法对锌镍合金电镀废水中COD进行处理。研究表明,芬顿氧化可提高废水可生化性,芬顿预处理+生物处理的组合工艺COD总去除率可稳定在85%以上。为确保废水排放COD满足《电镀污染物排放标准》（GB21900-2008）表三的要求,本论文开发了二次芬顿与生物处理相结合的方法,大幅缩短污泥驯化周期,进一步提高COD去除效果,最终出水可达到50 mg/L的排放要求。采用正交试验设计和重点因素研究相结合的方式对化学镀镍废液中络合镍的有效去除手段与影响因素进行了探究。H2O2氧化法可有效去除化学镀镍实际废水中的镍,最佳去除率为98.43%,超声可缩短达到最佳去除效果所需时间。同时发现,废水环境会较大程度影响直接沉淀法、H2O2氧化法、超声+H2O2法对镍的去除效果与去除规律。芬顿对实际废水中镍的去除率稳定在90%以上,影响因素的重要性排序依次为反应时间、反应温度、ρ(Fe2+)/ρ（H2O2）、H2O2投加量。最佳去除条件为,H2O2投加量为3 m L/L,FeSO4·7H2O/H2O2为1.6g/m L,反应温度为40°C,反应时间为1h。其次,论文采用FeSO4作为还原剂快速去除废水中的铬。通过正交试验确定影响铬去除的主要因素为FeSO4投加量,其次是反应pH值,最后是反应时间。当铬浓度较高时,pH的重要性降低,反应时间的影响程度增强。对于化学镀镍废水中次磷酸盐等含磷污染物,论文开展了磷与镍同步去除方法的研究。研究发现,实现化学镀镍废水中磷与镍的同步去除,重点在于实现磷的转化。芬顿法与次氯酸盐氧化法均可实现化学镀镍废水中磷与镍的同步达标。最佳氧化剂为次氯酸钙,无需调节溶液pH值,即可实现磷与镍的快速脱除。对于退镀产生的高浓度硝酸盐废水,通过比较,采用朗盛M800型凝胶强碱型阴离子交换树脂处理高浓度NO3-,并对去除效果与再生过程进行研究。高浓度NO3-的去除效果受流速、树脂体积、重金属离子等因素的影响。采用NaCl或添加Na OH的复合再生剂均可实现对树脂的再生。其中20%NaCl+3.2%Na OH的复合再生剂再生性能最为理想。Cl-相对NO3-浓度的降低是导致再生剂回用效果差的主要原因。利用回用再生剂初始阶段较理想的再生能力对树脂进行分步再生,可充分发挥再生剂中有效成分Cl-的再生作用,节省再生剂使用量。
杨胜男[7]（2019）在《菌藻混合处理含酚及含铬废水研究》文中提出随着工业的发展,人类的生产生活对水环境造成了严重的影响,铬类和酚类化合物污染广泛存在于印染,制药和制革等化工行业。近年来,利用微生物成本低,无污染等特点处理含酚和含铬废水已经成为一大热点技术。但现有技术受微生物不同种类降解条件的限制,因此对生物处理废水的技术进行强化是必然趋势。本文利用不同微藻与细菌种类的混合培养,研究了废水中酚类物质和Cr（Ⅵ）的降解及去除效果。从印染废水中筛选出一株高效降解邻苯二酚的细菌,以及两株能够高效去除Cr（Ⅵ）的细菌。生理生化及16SrRNA鉴定表明,邻苯二酚降解菌属于不动杆菌属（Acinetobacter）,暂定名为Acinetobacter sp.A-6（以下简称 A-6）。两株除 Cr（Ⅵ）菌分别属于沙雷氏菌属（Serratia）和代尔夫特菌属（Delftia）,分别命名为Serratia sp.S-3（以下简称S-3）和Delftia sp.D-7（以下简称D-7）。将A-6分别与实验室现有三种无菌微藻蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）,羊角月牙藻（Selenastrum capricornutum）和斜生栅藻（Scenedesmus obliquus）混合降解邻苯二酚,发现A-6与10%蛋白核小球藻混合时对邻苯二酚的降解效果最好。同时,考察了温度、pH、邻苯二酚浓度、接菌量和装液量等因素对邻苯二酚的降解影响。结果表明,在一定范围内,接菌量越多,菌藻混合体系降解邻苯二酚的效果越好。当温度为33℃时,菌藻混合体系对邻苯二酚的降解效果最好,12 h可将800 mg/L邻苯二酚降解96%以上。pH值为6.0时,菌藻混合体系对邻苯二酚的降解效果最好,降解率可达96.53%以上。此外,对菌株A-6中邻苯二酚1,2双加氧酶（C12O）的特性研究表明,该菌的降解途径是通过C12O催化苯环开环来实现邻苯二酚的降解,C120的活性稳定范围为pH6.0-8.0,最适pH值为7.0;该酶对高温较敏感,30℃时酶活力最高,为2.54 U/mg;该酶以邻苯二酚为底物的酶促反应动力学常数为Km=41.54 μmol/L,Vmax=0.35 μmol/（L·min）。总接菌量相同条件下,降解Cr（Ⅵ）的细菌菌株S-3和D-7以1:1比例混合后对Cr（Ⅵ）去除效果较好。将三种无菌微藻蛋白核小球藻,羊角月牙藻和斜生栅藻与S-3和D-7两株菌混合后处理Cr（Ⅵ）发现,羊角月牙藻的接藻量为10%时,24 h内将20 mg/L的Cr（Ⅵ）去除至10.24 mg/L,去除率达到了 64.79%。单因素实验表明去除Cr（Ⅵ）的最适碳源为葡萄糖和丙酮酸钠,最适金属离子为Cu2+,最适温度为33℃,最适细菌接种量为5%,最适初始pH值为6.0,NaCl浓度为1%。Placket-Burman实验设计评估表明,影响去除Cr（Ⅵ）的三个关键因素为温度,Cu2+和葡萄糖。利用最陡爬坡实验逼近三个关键影响因子的最大响应区域,采用Box-Behnken实验设计及响应面优化分析表明,去除Cr（Ⅵ）的最优条件如下:温度为29.74℃,Cu2+浓度为27.65 mg/L,葡萄糖含量为2.41%（w/v）,丙酮酸钠2%（w/v）,接菌量7%,pH7.0,NaCl浓度为0时,菌藻混合体系24 h对Cr（Ⅵ）去除率达到97.89%。在相同处理时间条件下,优化后的菌藻体系Cr（Ⅵ）去除率提高了 30%左右,优化后去除效果明显。细菌S-3和D-7的Cr（Ⅵ）还原酶的相对活性在20-50℃范围内可达到80%以上,菌株S-3的Cr（Ⅵ）还原酶的最适pH值为6.0,酶促反应动力学常数Km=86.94 μmol/L,Vmax=2.71 μmnol/（L·min）。菌株D-7中Cr（Ⅵ）还原酶最适pH值为7.0,酶促反应动力学常数Km=103.18 μmol/L,Vmax=3.38 μmol/（L·min）。本文研究表明,菌藻混合体系对邻苯二酚和Cr（Ⅵ）具有很好的去除效果,对含酚和含铬废水生物处理技术具有较好的理论价值和应用前景。
王秋颖[8]（2019）在《液相射频放电等离子体降解2.4-D与还原Cr（Ⅵ）的研究》文中提出液相射频放电作为一种新型高效的等离子体水处理高级氧化还原技术,由于其放电稳定、可在常温常压下激发以及可在较宽电导率下运行等特点而逐渐引起人们的关注。应用同轴电缆的自屏蔽原理设计出同轴电极,通过该自制的液相射频放电反应器研究了其放电的基本物理化学特性,并在不同实验条件下以2.4-二氯苯氧乙酸（2.4-D）和六价铬（Cr（Ⅵ））作为目标污染物分别研究了其氧化与还原反应,主要结论如下:（1）液相射频放电等离子体从宏观形貌上观察呈现连续性、周期性变化;放电产生了氧化性的羟基自由基（·OH）、还原性的氢原子（·H）以及过氧化氢（H202）等稳定分子产物;H2O2的产生量随放电时间的增加逐渐升高,在pH为2.00,放电100 min时,H202的生成量可达76.36 mg·L-1。（2）酸性条件下有利于2.4-D的降解;由于放电中H2O2和·H的产生,加入铁盐（Fe2+/Fe3+）后对2.4-D有明显的催化降解作用,Fe2+和Fe3+的最佳投加量分别为0.3 mM和0.5 mM,同时在pH为2.00时对2.4-D的催化效率最高;2.4-D的降解随温度的升高逐渐增加;自由基清除剂（异丙醇）的添加会抑制2.4-D降解,表明·OH是降解2.4-D的主要活性物质;2.4-D降解的主要中间产物为2.4-二氯苯酚（2.4-DCP）,其浓度随放电时间增加有先增大后降低的趋势,同时2.4-D降解过程中还会生成甲酸、乙醇酸、草酸等小分子有机酸以及氯离子。通过对2.4-D降解产物浓度的分析,推测·OH优先进攻苯环C1-O位置,脱氯反应则主要发生在含氯中间产物之中。（3）根据对放电系统能量效率的计算,发现175 W为还原Cr（Ⅵ）的最佳入射功率;降低溶液pH值与电导率有利于Cr（Ⅵ）还原,当pH为4.00、电导率200 μS·cm-1时,Cr（Ⅵ）去除率可达到99.66%;通过红外光谱对Cr（Ⅵ）还原沉淀物的分析发现产物中存在-OH、Cr3+和羟基基团以及Cr和氧原子的伸缩振动峰,表明Cr（Ⅵ）被还原为三价铬Cr（Ⅲ）;·OH清除剂的添加有利于Cr（Ⅵ）的去除,其中甲酸对六价铬的还原增强效果优于甲醇。
袁野[9]（2019）在《Zn-LDHs改性沸石的制备、表征及其对Cr（Ⅵ）的净化效果研究》文中研究说明随着工业技术的发展,越来越多的重金属废水排入自然水体,其中铬污染是最为常见的水体重金属污染之一。由于其毒性大,难以生物降解,通过食物链最终富集到人体会引起多种疾病,乃至死亡,因此含铬废水的处理已成为该领域的研究重点。人工湿地技术具有能耗低、简单易操作、运行费用低、处理效果好等优点,但常用天然基质对铬的吸附极易达到饱和,因此如何选取一种高效、吸附容量大,且能防止发生堵塞等问题的基质成为急需解决的难题。层状双金属氢氧化物（LDHs）具有良好的除铬性能,常被用做除铬的吸附剂,但由于其粉末状,不易固液分离的特点,难以应用于实际人工湿地工程中。现选取人工湿地常用的沸石作为原始基质,利用共沉淀法合成4种不同类型的ZnAl-LDHs（Cl-LDHs（1:1）,Cl-LDHs（3:1）,CO3-LDHs（1:1）,CO3-LDHs（3:1））,并覆膜于原始沸石表面得到不同Zn-LDHs覆膜改性沸石基质。对改性前后的沸石基质进行物化特性检测、表征与分析;利用小试模型进行改性基质与原始基质对含铬废水的净化效果实验,考察反应条件（投加量,pH值,温度和竞争离子）对改性沸石基质除铬性能的影响。研究结果表明:通过场发射扫描电镜（FE-SEM）、能谱分析（EDS）、X射线衍射（XRD）以及傅里叶红外光谱分析（FT-IR）等4种材料学表征手段分析可得,原始沸石经过ZnAl-LDHs覆膜改性后,表面形貌发生巨大变化,改性沸石表面检测出ZnAl-LDHs具有的特征元素;改性沸石脱膜样品的XRD分析中既出现了LDHs的特征峰,又出现了SiO2晶体的特征峰,且在FT-IR的检测中发现,改性沸石脱膜后样品中检测出LDHs所特有的官能团振动吸收峰;以上结果均证实了ZnAl-LDHs的合成并已将其成功覆膜于原始沸石表面。净化实验结果显示,ZnAl-LDHs覆膜改性可有效提高原始沸石对铬的净化效果,其中提升效果最为优异的是Cl-LDHs（3:1）覆膜改性方式。通过除铬效果影响因素的研究进一步表明,Cl-LDHs（3:1）改性沸石对铬的吸附效果最好,且在pH值为弱酸性时对铬的吸附量达到最高;改性沸石对铬的吸附量随温度的升高而增加,原始沸石则相反;共存离子对改性沸石除铬性能的影响从高到底排序为:PO43->SO42->Mg2+>Ca2+;同时,Cl-LDHs（3:1）覆膜改性有效的增强了原始沸石的再生能力。综上所述,通过水浴共沉淀法合成ZnAl-LDHs覆膜沸石的方法是有效的,且Cl-LDHs（3:1）改性沸石除铬性能最佳,可推荐用于实际人工湿地除铬工程中。
李鹏刚[10]（2019）在《介孔PDA/TiO2复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅵ）的去除研究》文中提出随着工业的不断发展,重金属污染引起的环境破坏以及对人类健康的损害问题引起了国内外学者的广泛关注。六价铬（Cr（Ⅵ））作为一种典型的重金属,被认为是毒性最强的16种重金属之一,具有致癌、致畸、致突变作用。世界卫生组织（WHO）规定饮用水中Cr（Ⅵ）的含量不能超过0.05mg/l。因此,含Cr（Ⅵ）废水的处理是一个重要的环境问题。本论文采用硫酸钛为钛源、尿素为碱源和催化剂、两亲性三嵌段共聚物F127为模板剂、盐酸多巴胺（DA）为氮源和有机碳源,通过有机-无机自组装方法制备得到纳米复合材料PDA/TiO2,探究了不同盐酸多巴胺复合量对材料性能的影响,并将其应用于水中Cr（Ⅵ）的去除研究。采用粉末X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）、透射电镜（TEM）、X射线能谱分析（EDS）、N2吸附-脱附曲线、Zeta电位、傅里叶红外（FTIR）、光致发光（PL）、UV-vis紫外可见漫反射（DRS）等方法对复合材料PDA/TiO2-（0.25,0.5,1.0,1.5）的结构以及性能进行表征。表征结果表明:（1）制备的复合材料为球形形貌,球体的大小不均匀并存在少量团聚现象;（2）复合材料均具有介孔结构,为3.8 nm左右,其中PDA/TiO2-0.5的比表面积最大,为250.69 m3/g;（3）复合材料具有锐钛矿型TiO2晶体结构,随着PDA量的增加,复合材料的结晶度下降;（4）复合材料与纯TiO2相比较,具有更小的能带宽度值（分别为2.05 eV,2.0eV,1.95 eV）,在可见光范围内具有光响应性能;（5）在可见光下,复合材料PDA/TiO2-0.5具有最低的光生电子（e-）和空穴（h+）复合率。通过比较复合材料PDA/TiO2-（0.25,0.5,1.0,1.5）去除Cr（Ⅵ）的效果,筛选出最优材料PDA/TiO2-0.5。在非光照条件下,考察了初始Cr（Ⅵ）溶液的pH值、材料投加量、接触时间、初始Cr（Ⅵ）溶液浓度、共存阴阳离子、温度、等因素对复合材料去除Cr（Ⅵ）的影响;在可见光下,考察光照时间、初始Cr（Ⅵ）溶液的pH值、材料投加量、初始Cr（Ⅵ）溶液浓度等对去除Cr（Ⅵ）的影响。实验结果表明:在非光照条件下,（1）复合材料对水中Cr（Ⅵ）具有优良的去除效果,去除率为98.59%（200mg/l）;（2）在强酸条件下（pH=1.5）,复合材料对Cr（Ⅵ）的去除效果优于碱性条件（pH=10）;（3）在阴阳离子共存条件下,复合材料对Cr（Ⅵ）的去除率为98%;（4）在可见光照射150 min条件下,复合材料PDA/TiO2-0.5对Cr（Ⅵ）溶液的去除效率达到99.62%（200 mg/l）;（5）可见光条件下比非光照下去除Cr（Ⅵ）的时间更短、效果更好。在上述实验的基础上,研究了复合材料在非光照条件下去除Cr（Ⅵ）的吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学以及在可见光下的光催化还原动力学。研究结果表明:复合材料去除水中Cr（Ⅵ）的过程符合Langmuir吸附等温线模型,最大的拟合单层吸附容量为244.5 mg/g,吸附过程为自发的吸热过程,提高温度有利于复合材料去除Cr（Ⅵ）,并且该吸附过程遵循准二级动力学模型,以化学吸附为主。最后分别探讨了复合材料PDA/TiO2-（0.25,0.5,1.0,1.5）在非光照条件和可见光下去除水中Cr（Ⅵ）的机理。
二、生物法处理含铬废水的研究进展（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、生物法处理含铬废水的研究进展（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）六价铬在湟水流域西宁段的分布及去除研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 六价铬的去除方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国内研究现状 |
| 1.3.2 国外研究现状 |
| 1.4 研究的目的及意义 |
| 1.5 研究的主要内容 |
| 1.6 创新点 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 仪器设备 |
| 2.2 药品试剂 |
| 2.3 标准曲线的绘制 |
| 2.4 湟水河流域52 个监测断面六价铬的测定 |
| 2.5 动力学实验 |
| 2.5.1 实验步骤 |
| 2.5.2 实验结果 |
| 2.6 单因素实验 |
| 2.6.1 吸附剂处理 |
| 2.6.2 实验过程 |
| 2.6.3 实验结果 |
| 2.6.3.1 菜籽饼实验数据 |
| 2.6.3.2 麸皮实验数据 |
| 2.6.3.3 牛奶实验数据 |
| 2.7 拉曼光谱实验 |
| 2.7.1 实验原理 |
| 2.7.2 采集条件及步骤 |
| 2.7.3 样品来源 |
| 2.7.4 实验结果 |
| 第三章 湟水河流域(西宁段)六价铬分布分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 优化布点 |
| 3.2.2 湟水河流域六价铬聚类分析 |
| 3.2.3 各监测点六价铬分布 |
| 3.2.4 六价铬年变化规律分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 六价铬去除途径及拉曼光谱探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 构建不同价态铬反应机理图 |
| 4.3 利用DFT优化各形态铬的几何构型 |
| 4.4 推测六价铬去除途径 |
| 4.5 K_2Cr_2O_7溶液的拉曼光谱研究 |
| 4.5.1 结果讨论 |
| 4.5.1.1 重铬酸钾拉曼光谱特征峰的选取 |
| 4.5.1.2 不同pH下重铬酸钾的拉曼光谱强度 |
| 4.5.1.3 标准曲线和检出限 |
| 4.5.1.4 精密度实验 |
| 4.5.1.5 回收率实验 |
| 4.5.2 样品分析 |
| 4.5.3 国标测定高浓度六价铬样品的缺点 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 吸附剂对六价铬的吸附性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 去除率结果与讨论 |
| 5.2.1 pH的影响 |
| 5.2.2 投加量的影响 |
| 5.2.3 时间的影响 |
| 5.2.4 六价铬初始浓度的影响 |
| 5.3 沙子对六价铬吸附动力学研究 |
| 5.3.1 六价铬浓度变化及讨论 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.4 麸皮对六价铬的吸附动力学研究 |
| 5.4.1 吸附动力学 |
| 5.4.2 吸附等温线 |
| 5.5 油菜籽饼去除六价铬的响应曲面设计 |
| 5.5.1 油菜籽饼残渣吸附六价铬影响因素与水平的确立 |
| 5.5.2 试验方案及结果 |
| 5.5.3 各因素显着性分析 |
| 5.5.4 响应面可视化分析 |
| 5.5.5 优化参数 |
| 5.6 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 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）载铁氧化石墨烯/壳聚糖的制备及其对水体中砷、铬的去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中砷和铬污染 |
| 1.1.1 水环境中砷来源及其危害 |
| 1.1.2 水环境中的铬的来源及其危害 |
| 1.1.3 水环境中砷、铬的处理技术 |
| 1.1.3.1 沉淀法 |
| 1.1.3.2 生物法 |
| 1.1.3.3 吸附法 |
| 1.2 吸附材料的研究进展 |
| 1.2.1 炭类吸附材料 |
| 1.2.1.1 活性炭 |
| 1.2.1.2 氧化石墨烯 |
| 1.2.2 矿物类吸附材料 |
| 1.2.2.1 沸石 |
| 1.2.2.2 针铁矿 |
| 1.2.2.3 粉煤灰 |
| 1.2.3 生物及生物质吸附材料 |
| 1.2.3.1 壳聚糖 |
| 1.2.3.2 纤维素类 |
| 1.2.4 吸附材料的选择 |
| 1.3 氧化石墨烯和壳聚糖的研究进展 |
| 1.3.1 负载法 |
| 1.3.2 包埋法 |
| 1.3.3 接枝法 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线及创新点 |
| 1.5.1 技术路线 |
| 1.5.2 研究的创新点 |
| 第2章 实验器材与方法 |
| 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 材料的制备 |
| 2.2.1 Fe@GOCS的制备 |
| 2.2.2 Fe-GOCS的制备 |
| 2.3 材料的表征方法 |
| 2.3.1 X射线衍射 |
| 2.3.2 傅立叶红外光谱 |
| 2.3.3 扫描电镜及能谱分析 |
| 2.3.4 X射线光电子能谱仪 |
| 2.4 实验设计与模型计算 |
| 2.4.1 As(Ⅲ)的吸附实验 |
| 2.4.2 Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 2.4.3 吸附容量和去除率的计算 |
| 2.4.4 吸附动力学模型 |
| 2.4.5 吸附等温线模型 |
| 2.4.6 热力学参数 |
| 第3章 Fe@GOCS复合材料对水中As(Ⅲ)的吸附研究 |
| 3.1 Fe@GOCS相关材料的表征 |
| 3.1.1 XRD表征 |
| 3.1.2 FTIR表征 |
| 3.1.3 SEM和 EDS表征 |
| 3.1.4 XPS表征 |
| 3.2 影响As(Ⅲ)吸附的主要因素 |
| 3.2.1 铁物质的量对As(Ⅲ)吸附的影响 |
| 3.2.2 投加量对As(Ⅲ)吸附的影响 |
| 3.2.3 溶液初始pH对As(Ⅲ)吸附的影响 |
| 3.2.4 吸附时间和温度对As(Ⅲ)吸附的影响 |
| 3.2.5 干扰离子对As(Ⅲ)吸附的影响 |
| 3.2.6 材料再生 |
| 3.3 Fe@GOCS对其它重金属离子的吸附效果 |
| 3.4 吸附热力学特征 |
| 3.4.1 吸附等温线 |
| 3.4.2 热力学参数 |
| 3.5 吸附动力学特征 |
| 3.6 Fe@GOCS对 As(Ⅲ)吸附机制分析 |
| 3.7 不同材料对As(Ⅲ)的饱和吸附量对比 |
| 3.8 本章总结 |
| 第4章 Fe-GOCS复合材料对水中Cr(Ⅵ)的吸附研究 |
| 4.1 Fe-GOCS相关材料的表征 |
| 4.1.1 XRD表征 |
| 4.1.2 FTIR表征 |
| 4.1.3 SEM和 EDS表征 |
| 4.1.4 XPS表征 |
| 4.2 影响Cr(Ⅵ)吸附的主要因素 |
| 4.2.1 铁的浸渍浓度对Cr(Ⅵ)吸附的影响 |
| 4.2.2 投加量对Cr(VI)吸附的影响 |
| 4.2.3 溶液初始p H值对Cr(VI)吸附的影响 |
| 4.2.4 吸附时间和温度对Cr(VI)吸附的影响 |
| 4.2.5 干扰离子对Cr(Ⅵ)吸附的影响 |
| 4.2.6 材料再生 |
| 4.3 吸附热力学特征 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 热力学参数 |
| 4.4 吸附动力学特征 |
| 4.5 Fe-GOCS对 Cr(VI)的吸附机制分析 |
| 4.6 不同材料对Cr(Ⅵ)的吸附容量对比 |
| 4.7 本章总结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 Fe@GOCS吸附As(Ⅲ)研究结论 |
| 5.2 Fe-GOCS吸附Cr(Ⅵ)研究结论 |
| 5.3 问题与建议 |
| 参考文献 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（4）苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 含酚废水概述及处理方法 |
| 1.1.1 含酚废水的来源与危害 |
| 1.1.2 含酚废水的处理方法 |
| 1.2 含铬废水概述及处理方法 |
| 1.2.1 含铬废水的来源与危害 |
| 1.2.2 含铬废水的处理方法 |
| 1.3 生物电化学技术在水处理中的应用概述 |
| 1.3.1 生物电化学系统发展历程 |
| 1.3.2 生物电化学系统基本原理 |
| 1.3.3 生物电化学系统废水处理应用概述 |
| 1.3.4 生物电化学处理技术在含酚废水处理中的应用 |
| 1.3.5 生物电化学处理技术在含铬废水处理中的应用 |
| 1.4 本论文的研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 课题研究目的、意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 2 微生物电解池实现苯酚和六价铬的同步去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 MEC的接种与运行 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 耦合MEC的苯酚及六价铬去除效果 |
| 2.3.2 耦合MEC的电流特征 |
| 2.3.3 耦合MEC的阴极污泥特征 |
| 2.3.4 微生物群落组成 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 苯酚阳极氧化过程中互养代谢机制的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要仪器设备 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 MEC的接种与运行 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MEC的有机物及六价铬去除效果 |
| 3.3.2 群体感应活动检测 |
| 3.3.3 电化学分析 |
| 3.3.4 FT-IR及XPS分析 |
| 3.3.5 微生物群落组成 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（5）改性5A分子筛对水中CH3+吸附效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水的概况 |
| 1.1.1 废水中铬污染的来源及污染现状 |
| 1.1.2 重金属铬及其危害 |
| 1.2 重金属离子的常规处理方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 电解法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 膜分离法 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 分子筛的性质及其应用 |
| 1.3.1 分子筛的结构 |
| 1.3.2 分子筛的种类 |
| 1.3.3 分子筛去除重金属离子的机理 |
| 1.3.4 分子筛的改性方法 |
| 1.4 研究目的、主要内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料及主要仪器 |
| 2.1.1 实验材料和药剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 不同影响因素条件下的吸附实验 |
| 2.2.2 三价铬浓度检测 |
| 2.2.3 吸附表征方法 |
| 3 5A分子筛对水中Cr~(3+)的吸附研究 |
| 3.1 影响因素吸附实验结果讨论 |
| 3.1.1 分子筛的投加量对Cr~(3+)去除率的影响 |
| 3.1.2 溶液的pH值对Cr~(3+)去除率的影响 |
| 3.1.3 Cr~(3+)的初始浓度对Cr~(3+)的去除率影响 |
| 3.1.4 分子筛的吸附时间对Cr~(3+)去除率的影响 |
| 3.2 吸附等温线 |
| 3.3 吸附动力学 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 改性5A分子筛对水中Cr~(3+)的吸附研究 |
| 4.1 NaOH碱改性5A分子筛结果讨论 |
| 4.1.1 NaOH碱改性浓度的确定 |
| 4.1.2 NaOH碱改性5A分子筛表征分析 |
| 4.1.3 影响因素吸附实验及结果讨论 |
| 4.1.4 吸附等温线 |
| 4.1.5 吸附动力学 |
| 4.1.6 NaOH碱改性5A分子筛吸附水中Cr~(3+)的机理分析 |
| 4.2 Fe~(3+)改性5A分子筛结果讨论 |
| 4.2.1 Fe~(3+)改性浓度的确定 |
| 4.2.2 Fe~(3+)改性5A分子筛表征分析 |
| 4.2.3 影响因素吸附实验及结果讨论 |
| 4.2.4 吸附等温线 |
| 4.2.5 吸附动力学 |
| 4.2.6 Fe~(3+)改性5A分子筛吸附水中Cr~(3+)的机理分析 |
| 4.3 NAOH-Fe~(3+)复合改性5A分子筛结果讨论 |
| 4.3.1 NaOH-Fe~(3+)复合改性5A分子筛的制备 |
| 4.3.2 NaOH-Fe~(3+)复合改性分子筛表征分析 |
| 4.3.3 影响因素吸附实验及结果讨论 |
| 4.3.4 吸附等温线 |
| 4.3.5 吸附动力学 |
| 4.3.6 复合改性分子筛机理分析 |
| 4.4 本章小节 |
| 5 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（6）金属表面处理废水净化方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属表面处理行业发展现状 |
| 1.2 金属表面处理废水来源与特征 |
| 1.2.1 废水来源 |
| 1.2.2 废水特征 |
| 1.3 金属表面处理废水的处理方法 |
| 1.3.1 COD |
| 1.3.2 重金属 |
| 1.3.3 总磷 |
| 1.3.4 硝酸盐氮 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验仪器与分析测试方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.3 定义说明 |
| 第三章 生物法去除锌镍合金电镀废水COD实验研究 |
| 3.1 直接生物法处理结果 |
| 3.2 芬顿预处理+生物处理结果 |
| 3.3 二次芬顿与生物处理 |
| 3.4 铁碳预处理与生物处理 |
| 3.4.1 铁碳预处理效果 |
| 3.4.2 铁碳预处理+生物处理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 金属表面处理废水中重金属去除研究 |
| 4.1 重金属镍的去除研究 |
| 4.1.1 柠檬酸络合镍模拟废水中镍的去除研究 |
| 4.1.2 化学镀镍实际废水中镍的去除研究 |
| 4.2 重金属铬的去除研究 |
| 4.2.1 低浓度实际含铬废水去除研究 |
| 4.2.2 高浓度模拟含铬废水去除研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 化学镀镍废液同步除磷去镍实验研究 |
| 5.1 H_2O_2去除效果研究 |
| 5.2 芬顿去除效果研究 |
| 5.3 铁碳处理去除效果研究 |
| 5.3.1 铁碳处理对磷的去除效果研究 |
| 5.3.2 铁碳处理对镍的去除效果研究 |
| 5.4 次氯酸盐去除效果研究 |
| 5.4.1 次氯酸钙去除效果研究 |
| 5.4.2 次氯酸钠去除效果研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 阴离子交换树脂处理硝酸盐氮的实验研究 |
| 6.1 阴离子交换树脂的预处理 |
| 6.2 离子交换处理退镀废水 |
| 6.2.1 处理效果与树脂体积的关系 |
| 6.2.2 处理效果与进水pH的关系 |
| 6.2.3 处理效果与流速的关系 |
| 6.3 树脂再生 |
| 6.3.1 四倍树脂体积NaCl(10%)再生 |
| 6.3.2 三倍树脂体积NaCl(20%)再生 |
| 6.3.3 三倍树脂体积NaCl(20%)+NaOH(3.2%)再生 |
| 6.3.4 浸泡再生 |
| 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 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（7）菌藻混合处理含酚及含铬废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 我国水体污染的现状 |
| 1.2 含铬废水概况 |
| 1.2.1 含铬废水的来源及危害 |
| 1.2.2 含铬废水传统处理技术 |
| 1.3 含酚废水概况 |
| 1.3.1 含酚废水的来源及危害 |
| 1.3.2 含酚废水传统处理技术 |
| 1.4 微生物在废水处理中的应用 |
| 1.4.1 微生物在处理含酚废水中的应用 |
| 1.4.2 微生物在处理含铬废水中的应用 |
| 1.5 菌藻组合在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题的研究意义及内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 菌种及藻种来源 |
| 2.1.2 培养基及其组分 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 主要溶液的配制 |
| 2.1.5 主要实验仪器和设备 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 邻苯二酚测定方法的建立以及标准曲线的绘制 |
| 2.2.2 Cr(Ⅵ)和总铬浓度的测定 |
| 2.2.3 叶绿素a的测定 |
| 2.2.4 菌体浓度的测定 |
| 2.2.5 菌悬液的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 微藻的无菌培养 |
| 2.3.2 菌株的富集 |
| 2.3.3 混合菌对邻苯二酚和Cr(Ⅵ)的降解 |
| 2.3.4 邻苯二酚降解菌和除Cr(Ⅵ)菌的筛选分离纯化 |
| 2.3.5 降解菌株的鉴定 |
| 2.3.6 三种微藻与菌株混合降解邻苯二酚 |
| 2.3.7 邻苯二酚双加氧酶的特性 |
| 2.3.8 微藻与除铬菌去除Cr(Ⅵ)的实验研究 |
| 2.3.9 Cr(Ⅵ)还原酶测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 邻苯二酚与Cr(Ⅵ)标准曲线的绘制 |
| 3.2 微藻的无菌检测与培养 |
| 3.2.1 微藻中的真菌检测 |
| 3.2.2 抗生素的筛选 |
| 3.2.3 抗生素对微藻生长的影响 |
| 3.2.4 抗生素对微藻中细菌的去除情况 |
| 3.2.5 除菌微藻与带菌藻生长情况比较 |
| 3.3 废水中混合菌对邻苯二酚和Cr(Ⅵ)的降解 |
| 3.4 Cr(Ⅵ)与邻苯二酚降解菌的筛选分离纯化 |
| 3.4.1 三种细菌的形态及生理生化特性 |
| 3.4.2 三株细菌的分子生物学鉴定 |
| 3.5 菌藻混合降解邻苯二酚 |
| 3.5.1 三种微藻与降酚菌混合降解邻苯二酚的效果 |
| 3.5.2 菌株A-6与蛋白核小球藻混合体系对邻苯二酚的降解 |
| 3.5.3 不同环境因素对菌藻混合体系降解邻苯二酚的影响 |
| 3.5.4 邻苯二酚双加氧酶的特性 |
| 3.6 菌藻混合去除Cr(Ⅵ)的实验研究 |
| 3.6.1 两种细菌细胞内外Cr(Ⅵ)和总铬的测定 |
| 3.6.2 单独菌株与混合菌对Cr(Ⅵ)去除的比较 |
| 3.6.3 三种微藻与除铬菌混合体系去除Cr(Ⅵ)研究 |
| 3.6.4 混合菌与不同浓度羊角月牙藻对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 3.6.5 单因素对菌藻混合去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.6.6 菌藻混合体系对去除Cr(Ⅵ)的条件优化 |
| 3.6.7 两株细菌Cr(Ⅵ)还原酶活性测定 |
| 4 结论 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 论文的创新点 |
| 4.3 论文的不足之处 |
| 5 展望 |
| 6 参考文献 |
| 7 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 8 致谢 |
（8）液相射频放电等离子体降解2.4-D与还原Cr（Ⅵ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 液相放电等离子体技术 |
| 1.2.1 液相放电等离子体放电类型 |
| 1.2.2 液相放电等离子体的应用领域 |
| 1.3 2.4-D废水处理 |
| 1.3.1 2.4-D的性质、应用及来源 |
| 1.3.2 2.4-D的危害与污染 |
| 1.3.3 2.4-D等含氯有机污染物的处理技术 |
| 1.4 含铬废水处理 |
| 1.4.1 化学法 |
| 1.4.2 生物法 |
| 1.4.3 物理化学法 |
| 1.5 课题研究意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验装置及分析检测方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验仪器与材料 |
| 2.3 实验分析及检测方法 |
| 2.3.1 Cr(Ⅵ)浓度的测定 |
| 2.3.2 Cr(Ⅵ)的去除率以及能量效率的计算 |
| 2.3.3 H_2O_2浓度的测定 |
| 2.3.4 2.4-D降解率的测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 液相射频放电特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 液相射频等离子体宏观形貌 |
| 3.3.2 液相射频等离子体发射光谱检测 |
| 3.3.3 H_2O_2的特性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 液相射频放电降解2.4-D |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 初始pH值对2.4-D降解的影响 |
| 4.3.2 初始质量浓度对2.4-D降解的影响 |
| 4.3.3 添加铁盐对降解2.4-D的影响 |
| 4.3.4 温度对Fe~(3+)/Fe~(2+)体系下降解2.4-D的影响 |
| 4.3.5 自由基清除剂对2.4-D降解的影响 |
| 4.3.6 2.4-D降解中间产物以及机理分析 |
| 4.3.7 2.4-D可能降解机理与反应路径 |
| 4.3.8 能量效率的计算 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 射频放电诱导还原水中Cr(Ⅵ) |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验分析方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 射频放电还原水中Cr(Ⅵ)的UV-Vis光谱变化 |
| 5.3.2 入射功率对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 5.3.3 初始pH对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 5.3.4 初始电导率对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 5.3.5 初始质量浓度对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 5.3.6 Cr(Ⅵ)还原产物分析 |
| 5.3.7 ·OH清除剂对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 5.3.8 能量效率的计算 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（9）Zn-LDHs改性沸石的制备、表征及其对Cr（Ⅵ）的净化效果研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水环境现状 |
| 1.1.2 水体铬污染现状及危害 |
| 1.1.3 含Cr(Ⅵ)废水处理现状 |
| 1.2 人工湿地概述 |
| 1.2.1 人工湿地简介 |
| 1.2.2 人工湿地的组成 |
| 1.2.3 人工湿地处理重金属废水的研究概况 |
| 1.3 LDHs概述 |
| 1.3.1 LDHs简介 |
| 1.3.2 LDHs的结构和性质 |
| 1.3.3 LDHs的制备方法 |
| 1.3.4 LDHs在重金属废水处理中的应用 |
| 1.4 课题研究的目的和意义 |
| 1.5 课题研究目标、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 课题研究技术路线 |
| 第2章 Zn Al-LDHs覆膜改性沸石的制备及其表征 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 供试基质的选择及其基本性状 |
| 2.3 改性实验 |
| 2.3.1 实验所需药剂和主要仪器设备 |
| 2.3.2 沸石基质改性方法 |
| 2.3.3 纯ZnAl-LHDs的制备方法 |
| 2.4 沸石基质的材料表征方法 |
| 2.4.1 材料表征方法概述 |
| 2.4.2 送检样品的脱膜方法 |
| 2.5 改性前后沸石基质的表征结果及其分析 |
| 2.5.1 FE-SEM结果及其分析 |
| 2.5.2 EDS结果及其分析 |
| 2.5.3 XRD结果及其分析 |
| 2.5.4 FT-IR结果及其分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 不同类型Zn Al-LDHs改性沸石除铬净化实验 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 实验主要仪器与试剂 |
| 3.2.4 Cr(Ⅵ)的分析方法 |
| 3.2.5 Cr(Ⅵ)标准曲线的绘制 |
| 3.3 净化实验结果及其分析 |
| 3.3.1 各种沸石填料对不同初始浓度Cr(Ⅵ)的净化效果 |
| 3.3.2 各种沸石填料对Cr(Ⅵ)的平均去除率及其分析 |
| 3.3.3 不同类型Zn Al-LDHs改性沸石除Cr(Ⅵ)机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 不同类型Zn Al-LDHs改性沸石除铬效果影响因素 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 投加量的影响 |
| 4.2.2 废水初始pH值的影响 |
| 4.2.3 温度的影响 |
| 4.2.4 共存离子的影响 |
| 4.2.5 再生性研究 |
| 4.2.6 吸附量的计算公式 |
| 4.3 实验结果及其分析 |
| 4.3.1 投加量的影响 |
| 4.3.2 pH值的影响 |
| 4.3.3 温度的影响 |
| 4.3.4 共存离子的影响 |
| 4.3.5 再生性研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
（10）介孔PDA/TiO2复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅵ）的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的六价铬及其污染 |
| 1.2 含铬废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.1.1 离子交换法 |
| 1.2.1.2 萃取法 |
| 1.2.1.3 浮选法 |
| 1.2.1.4 膜分离法 |
| 1.2.1.5 吸附法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2.2 电化学法 |
| 1.2.2.3 光催化法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.3.1 生物吸附法 |
| 1.2.3.2 生物转化法 |
| 1.2.3.3 生物沉淀法 |
| 1.2.3.4 生物絮凝法 |
| 1.2.3.5 植物修复法 |
| 1.3 常用的Cr(Ⅵ)废水吸附还原材料 |
| 1.3.1 吸附材料 |
| 1.3.1.1 碳材料 |
| 1.3.1.2 天然有机吸附剂 |
| 1.3.1.3 天然无机吸附剂 |
| 1.3.1.4 合成吸附剂 |
| 1.3.2 离子交换剂 |
| 1.3.2.1 沸石 |
| 1.3.2.2 磺化煤 |
| 1.3.2.3 离子交换树脂 |
| 1.3.3 光催化剂 |
| 1.4 研究意义、内容和创新点 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究创新点 |
| 第二章 实验仪器、试剂和实验方法 |
| 2.1 实验仪器和试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 Cr(Ⅵ)浓度计算方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 Cr(Ⅵ)溶液的配制 |
| 2.3.2吸附实验 |
| 2.3.3光催化实验 |
| 2.3.4 Cr(Ⅵ)含量的测定 |
| 2.3.5吸附性能研究实验 |
| 2.3.5.1 溶液初始pH的影响 |
| 2.3.5.2 材料投加量的影响 |
| 2.3.5.3 接触时间和初始浓度的影响 |
| 2.3.5.4 温度的影响 |
| 2.3.5.5 共存阴阳离子的影响 |
| 2.3.6 吸附动力学和热力学研究 |
| 2.3.6.1 动力学研究 |
| 2.3.6.2 热力学研究 |
| 2.3.7光催化性能研究实验 |
| 2.3.7.1 Cr(Ⅵ)溶液初始pH的影响 |
| 2.3.7.2 不同PDA复合量制备的材料的影响 |
| 2.3.7.3 不同Cr(Ⅵ)溶液浓度的影响 |
| 2.3.7.4 材料投加量的影响 |
| 2.3.7.5 光催化还原动力学 |
| 第三章 材料制备及表征 |
| 3.1 材料制备 |
| 3.1.1 介孔TiO_2材料的制备 |
| 3.1.2 系列介孔PDA/TiO_2复合材料的制备 |
| 3.2 材料表征 |
| 3.2.1 N_2 吸附-脱附表征 |
| 3.2.2 扫描电镜图谱(SEM) |
| 3.2.3 透射电镜图谱(TEM) |
| 3.2.4 EDS图谱 |
| 3.2.5 X射线衍射图谱(XRD) |
| 3.2.6 傅里叶变换红外光谱图 |
| 3.2.7 Zeta电位 |
| 3.2.8 紫外可见漫反射 |
| 3.2.9 光致发光图谱 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附性能和机制研究 |
| 4.1 PDA复合量对Cr(Ⅵ)的吸附影响 |
| 4.2复合材料PDA/TiO_2-0.5 去除Cr(Ⅵ)实验 |
| 4.2.1 Cr(Ⅵ)溶液初始pH对复合材料PDA/TiO_2-0.5 去除效率的影响 |
| 4.2.2 复合材料PDA/TiO_2-0.5 投加量对去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.3 Cr(Ⅵ)溶液初始浓度以及接触时间对去除效率的影响 |
| 4.2.4 温度对复合材料PDA/TiO_2-0.5 去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.5 共存阴阳离子对复合材料PDA/TiO_2-0.5 去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.3 吸附模型及其原理 |
| 4.3.1 吸附等温线模型 |
| 4.3.2 吸附动力学模型 |
| 4.3.3 吸附热力学模型 |
| 4.4 吸附去除Cr(Ⅵ)的机理研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 复合材料的光催化性能和机制研究 |
| 5.1 复合材料光催化还原Cr(Ⅵ)实验 |
| 5.1.1 Cr(Ⅵ)溶液pH值对光催化还原效果的影响 |
| 5.1.2 光催化时间对光催化还原效果的影响 |
| 5.1.3 Cr(Ⅵ)浓度对光催化效果的影响 |
| 5.1.4 材料投加量对光催化还原效果的影响 |
| 5.2 光催化还原动力学研究 |
| 5.3 光催化还原Cr(Ⅵ)的机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在的问题及建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间的成果 |
四、生物法处理含铬废水的研究进展（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]六价铬在湟水流域西宁段的分布及去除研究[D]. 杨增霞. 青海师范大学, 2021(12)
- [3]载铁氧化石墨烯/壳聚糖的制备及其对水体中砷、铬的去除[D]. 赵超然. 桂林理工大学, 2020(01)
- [4]苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究[D]. 孙呈. 大连理工大学, 2020(02)
- [5]改性5A分子筛对水中CH3+吸附效果及机理研究[D]. 张莹. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [6]金属表面处理废水净化方法研究[D]. 李洋. 上海交通大学, 2020(01)
- [7]菌藻混合处理含酚及含铬废水研究[D]. 杨胜男. 天津科技大学, 2019(07)
- [8]液相射频放电等离子体降解2.4-D与还原Cr（Ⅵ）的研究[D]. 王秋颖. 大连海事大学, 2019(06)
- [9]Zn-LDHs改性沸石的制备、表征及其对Cr（Ⅵ）的净化效果研究[D]. 袁野. 武汉理工大学, 2019(07)
- [10]介孔PDA/TiO2复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅵ）的去除研究[D]. 李鹏刚. 昆明理工大学, 2019(04)