一、内蒙古亚甲基蓝分光光度法测水中硫化物预处理装置的改进工作取得重大突破（论文文献综述）
翟世民[1]（2021）在《生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究》文中研究表明生物炭的制备成本低、孔隙率高、官能团丰富,具有较强的吸附能力,在印染废水处理中应用前景广阔。以废弃生物质制备生物炭并将其用于印染废水的处理,可以实现废弃生物质的资源化利用,降低印染废水的处理成本,达到“以废治废”的目的。然而,由于废弃生物质中的无机组分占比较高,造成制备生物炭的比表面积和吸附能力比常规活性炭低,且在印染废水处理中,普通生物炭往往只对带特定电荷的污染物具有良好的吸附效果,吸附普适性差;另外,生物炭使用后进行堆积或填埋处理,还存在二次污染的风险。上述原因限制了废弃生物质生物炭在印染废水处理中的应用。基于此,本论文以制革污泥和竹子等生物质为原料,通过调控热裂解条件、引入活性官能团和负载金属氧化物等方式制备了不同结构和性能的生物炭,研究所制备生物炭材料对印染废水中污染物的作用机制,具体研究内容如下:通过改变制备条件调控生物炭（BCs）的比表面积和Zeta电位电势,然后在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团,制备改性生物炭（MBCs）,提高MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性。研究发现BCs仅对阳离子染料具有良好的吸附效果,其中BC50用量为10 g/L时对100 mg/L的Cr（Ⅵ）最大去除率为43.5%,8 g/L的BC50对活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL（200mg/L）的去除率分别为0.1%、17.9%、99.1%和0.05%;在BCs表面引入酰胺基和氰基等官能团后,MBCs对污染物的吸附能力和吸附普适性明显提高,在上述相同条件下MBCs对Cr（Ⅵ）、活性红X-3B、直接黄RS、阳离子蓝X-GRL和酸性蓝2GL的最大去除率均可达到98%以上,且被吸附污染物在模拟环境中未出现明显的脱附现象;在MBCs表面负载Fe3O4粒子后,在磁场作用下可以实现MBCs从水中的快速分离,提高了生物炭的实际应用性能。为实现生物炭的循环使用,研究以Fe粉和竹粉为原料,通过热裂解制备生物炭Fe-BC,然后在Fe-BC多孔结构上负载TiO2、Mg O和Zn O,得到具有吸附-催化功能的生物炭复合材料（TiO2@Fe-BC和Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）,将其用于印染废水处理,结果表明在紫外光照射和乙酸作用下,TiO2@Fe-BC（0.1 g）对Cr（Ⅵ）（10 m L,25 mg/L）的最大去除率为93.29%,而Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC对Cr（Ⅵ）的去除率为79.97%;在紫外光照射下,0.8 g/L的Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC可以实现50 mg/L亚甲基蓝（MB）的100%脱色,且Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC循环使用4次后,其对MB的去除率仍在80%以上。将竹片经水热碳化得到生物炭微球（BMs）,采用溶胶凝胶法在BMs表面包覆Mg O-Zn O和TiO2-Ag,制备金属氧化物包覆生物炭球复合材料（DSMs）,氧化煅烧去除BMs,得到内层为非光敏催化材料Mg O-Zn O、外层为光敏催化材料TiO2-Ag的中空催化微球（HCMs）,以提高催化材料的光能利用效率。研究HCMs对亚甲基蓝（MB）的催化降解效果,结果表明结构优化后,HCMs对光的最大吸收波长拓展到了可见光范围（580 nm）;在模拟太阳光照射下（Xe灯,150W）,HCMs在水中可以产生·O2-、e-和·OH等活性物质,当HCMs使用量为0.01 g时,可以将100 m L浓度为5 mg/L的MB催化降解,HCMs循环使用5次后对MB的去除率仍然可达到80%,与所制备的生物炭多孔负载金属氧化物复合材料（Mg O/Zn O/TiO2@Fe-BC）、商品级锐钛矿和金红石相比,HCMs的光能利用效率和光催化降解能力更高。为拓展生物炭在印染废水处理中的应用,研究以腈纶纤维为骨架,在纤维表面包覆沉积Mg（OH）2,分别在纤维间填充竹粉或制革污泥,经模板压制成形和高温无氧煅烧,制备生物炭饼光热转化材料,通过优化制备条件,得到了热能转化效率高、亲水性强的生物炭饼光热转化材料(BC3-0和BC3-1)。研究BC3-0和BC3-1对活性红X-3B废水的净化效果表明,BC3-1对光能的利用率最高可以达到78.98%;在模拟太阳光照射下,通过太阳能-蒸汽-冷凝水的界面转化,可以去除活性红X-3B废水（10 g/L）中绝大部分污染物,其中利用BC3-0收集到的净化水中活性红X-3B、COD、TOC、TC和IC浓度分别为4.67 mg/L、17.52 mg/L、34.33mg/L、46.94 mg/L和12.61 mg/L,可以达到纺织染整工业水污染物排放标准（GB4287-2012）中直接排放的要求。
柳宁[2]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中提出涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
范一丹[3]（2020）在《石墨烯复合电极的制备及对有机物的氧化性能研究》文中研究表明作为一种新型的二维碳纳米材料,石墨烯由于其较大的比表面积和良好的电化学稳定性,在采用电化学氧化法处理有机废水的领域逐渐取得广泛关注。通过掺杂引入其他功能性材料可赋予石墨烯材料更为优异的性能,对提高其对水中污染物的去除能力具有重要意义。本文以自制的石墨烯族相关材料及其与活性炭的复合物为原料,制得的复合电极作为阳极,对有机染料进行电化学氧化处理,考察了最佳条件下电极的性能,探讨了机理。主要开展了如下具体工作:（1）采用改进Hummers法制备氧化石墨烯（GO）,分别用水合肼和硼氢化钠还原剂还原得到石墨烯（GR）和还原氧化石墨烯（RGO）;将GO与不同比例的活性炭（AC）掺杂,再次还原后制得RGO/AC复合材料。采用涂覆法分别将GR、GO、RGO、RGO/AC材料均匀涂覆到钛（Ti）极片表面得到致密均匀的复合电极,选择X射线衍射（XRD）、红外光谱（FT-IR）、扫描电镜（SEM）、循环伏安特性（C-V）、交流阻抗（EIS）和恒流充放电（GCD）测试等手段分别对其进行了表征分析。结果表明:GR、GO、RGO和RGO/AC材料及其复合电极成功合成。（2）分别以GR/Ti、GO/Ti和RGO/Ti电极为阳极,石墨片为阴极,进行电化学处理亚甲基蓝（MB）和甲基橙（MO）的实验。结果表明:RGO/Ti阳极对MB和MO的去除率均比GR/Ti和GO/Ti阳极高。在电解质浓度为0.15 mol/L,极距为15mm,电流为100mA,pH为8的条件下,其对MB的去除效果最佳;其他条件相同,pH为6时,其对MO的去除效果最佳。（3）分别以不同AC添加比例的RGO/AC/Ti电极为阳极,石墨片为阴极,进行电化学处理MB和MO的实验。结果表明:不同AC添加比例的RGO/AC/Ti阳极对MB和MO的去除率均比RGO/Ti阳极高,且添加30%的AC时去除率最高。此时,其对MB的去除率由66.03%提高到77.56%,对MO的去除率由70.26%提高到82.94%。
陈召[4]（2020）在《氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究》文中研究指明氮肥行业废水由于排放量大、成分复杂且C/N（COD/TN）比较低,因而难以高效处理。采用传统硝化反硝化工艺进行处理时不仅能耗高,而且需要添加大量有机碳源。自养脱氮工艺可在不消耗有机碳源的条件下进行脱氮,适合处理低C/N比的废水,是可持续污水处理技术的重要组成单元。因此,本文采用自养脱氮工艺处理氮肥废水,并结合厌氧消化工艺对氮肥废水中的有机物进行部分回收,从工艺的启动,氮肥废水中有毒物质的影响以及实际氮肥废水处理效果等方面展开了试验研究。首先对厌氧消化和自养脱氮工艺的启动策略及运行参数控制进行了研究。分别采用上流式厌氧污泥床（Up-flow anaerobic sludge blanket,UASB）、序批式厌氧反应器（Anaerobic sequencing batch reactor,AnSBR）和厌氧膜生物反应器（Anaerobic membrane bioreactor,AnMBR）三种反应器启动厌氧消化工艺。采用UASB反应器,在温度为2530℃,pH为8.08.5,水力停留时间（Hydraulic retention time,HRT）为4.5 h,回流比为15的条件下,COD去除负荷达到2.44 kg COD/（m3·d）,产气量约为60.04 L/kg COD。采用AnSBR反应器,在温度为2530℃,pH为8.08.5,HRT为16 h的条件下,实现了0.54 kg COD/（m3·d）的去除负荷。采用AnMBR反应器,在2530℃,pH为8.08.5,HRT为11 h的条件下,实现了0.36 kg COD/（m3·d）的去除负荷。厌氧消化过程的主要产甲烷菌属为Methanothrix;分别采用滤柱和膜生物反应器（Membrane bioreactor,MBR）启动了厌氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxidation process,ANAMMOX）和全程自养脱氮（Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite,CANON）。ANAMMOX滤柱在温度为2530℃,pH为7.88.2,HRT为11.5 h的条件下,总氮去除率和总氮去除负荷达到87.8%和0.8 kg N/（m3·d）。CANON反应器则在曝气量为0.200.25 L/min,pH为7.68.0,HRT为7.58 h的条件下,实现了84.9%的总氮去除率和0.55 kg N/（m3·d）的总氮去除负荷。自养脱氮过程中,好氧氨氧化菌（Aerobic ammonia-oxidizing bacteria,AerAOB）和厌氧氨氧化菌（Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria,AnAOB）的代表性菌属分别为Nitrosomonas和Candidatus Kuenenia。考虑到氮肥废水中可能存在的重金属、硫化物和硫酸盐,以及氮肥废水输送过程中可能引入的纳米颗粒及抗生素等新兴污染物,对厌氧消化和自养脱氮工艺在上述有毒物质影响下的稳定性及影响机理进行了研究。150 mg/L的重金属离子对厌氧消化过程没有明显影响。2001600 mg/L的硫酸盐对厌氧消化污泥的COD去除效果没有明显影响,但增加了厌氧消化过程的产气量,硫酸盐还原与厌氧消化的竞合关系促进了COD的去除,实现了废水中碳和硫的协同去除。硫化物对厌氧消化的短期和长期抑制阈值分别为5和50 mg/L,系统在50100 mg/L硫化物的胁迫下虽然受到抑制,但表现出较好的自适应性,且硫化物对厌氧消化的抑制作用完全可逆的;对于自养脱氮系统,1mg/L的Zn（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）对AnAOB活性产生抑制,但CANON系统表现出了较好的稳定性。500 mg/L的硫酸盐对CANON系统有轻微抑制,胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）的分泌有助于维持微生物活性。5 mg/L的硫化物浓度可对CANON过程产生影响,50100 mg/L的硫化物严重抑制CANON过程,但抑制作用可逆;CANON系统在硫化物的长期胁迫下诱导出硫自养反硝化,为氮、硫的协同去除提供了可能。1 mg/L的纳米颗粒对亚硝化有促进作用,但严重抑制ANAMMOX活性,抗生素与纳米颗粒的同时存在会对自养脱氮系统产生联合抑制作用;基于以上研究结果,UASB去除负荷更高,CANON工艺耐冲击性好,将UASB厌氧消化与CANON工艺串联,以实际氮肥废水逐步代替人工配水,经组合工艺处理后,出水COD浓度低至2.0 mg/L,出水氨氮浓度低于5.0 mg/L,出水总氮浓度低于10mg/L,优于《河南省合成氨工业水污染物排放标准》（DB 41/538-2017）中相关污染物的排放限值。在此过程中,反硝化菌得到诱导,与AerAOB和AnAOB的协同作用,完成了反应器内碳、氮的同步高效去除。相较于传统工艺,大大节省了物耗和能耗,并实现了部分能源的回收。
杨权成[5]（2020）在《煤矸石提取氧化铝及其制备功能材料研究》文中指出煤矸石是煤炭开采和加工过程中产生的副产品,常被视为一种工业固体废弃物。我国能源结构以煤炭为主,导致煤矸石排放量巨大,由于无法完全消纳,煤矸石累计堆存量已超过50亿吨,造成了严重的环境污染问题。目前,煤矸石规模化利用技术主要集中在制砖、发电、铺路、回填等低附加值领域。我国相当部分地区的煤矸石富含多种有用矿物和有价元素。为实现煤矸石中有价元素和有用矿物的高值化利用,本文基于课题组在亚熔盐法处理低品位矿物和制备矿物基功能材料方面的研究积累,提出煤矸石亚熔盐法提取氧化铝及其制备功能材料的研究思路。基于此,本文首先开展了煤矸石亚熔盐法提取Al2O3过程的热力学研究、浸出工艺和物相转化规律研究。在此基础上,为实现提铝尾渣高值化利用,进行了提铝尾渣制备介孔硅酸钙的工艺和机理研究。之后,利用煤矸石中富含的有用矿物组分膨润土和煤系高岭土构造了纳米光催化功能材料,并研究了其用于光催化氧化As（Ⅲ）的反应效果和作用机理。论文取得的主要研究进展如下:（1）系统研究了煤矸石在NaOH亚熔盐介质中的反应热力学特性。结果表明,在研究的温度范围内,煤矸石中的常见物相高岭石、石英、赤铁矿、金红石等均能够发生分解转化为相应的钠盐。当反应体系中加入Ca（OH）2时,煤矸石中主要含硅物相在NaOH亚熔盐介质中倾向转变为更稳定的NaCaHSiO4相,这有利于氧化铝的回收。（2）通过正交实验,考察了浸出温度、钙硅比、NaOH浓度、碱矿比对氧化铝浸出率的影响。结果表明浸出温度对提取氧化铝具有显着性影响,经单因素实验,最终确定了煤矸石亚熔盐法提取氧化铝的优化工艺条件:NaOH浓度47.5%、碱矿比6、浸出温度260℃、CaO/SiO2质量比为1.2:1、搅拌转速650rpm、反应时间120min。在此条件下浸出液中Al2O3浓度显着提高,浸出液苛性比可降至12.50左右。得到的提铝尾渣中Al2O3含量和铝硅比分别降至1.64%和0.04,提铝尾渣主要物相为NaCaHSiO4。（3）通过XRD、SEM等分析手段,对煤矸石提铝过程的物相转化规律进行了研究。研究发现浸出温度、钙硅比、NaOH浓度、碱矿比等因素都会对提铝过程的物相变化产生影响。当反应条件不足时,尾渣中可能存在的含铝物相有Na8(Al6Si6O24)（OH）2（H2O）2,1.2Na2O·0.8CaO·Al2O3·2SiO2·H2O和Ca2Al2SiO6（OH）2,这是导致煤矸石提铝过程中氧化铝损失的主要原因。通过反应条件调控,可有效避免其生成,以利于更多地回收煤矸石中的氧化铝。（4）基于物相调控思路,提出了提铝尾渣水热法制备介孔硅酸钙的方法。考察了水热温度、NaOH浓度、液固比、反应时间等因素对提铝尾渣向介孔硅酸钙转化的影响规律,并对反应过程进行了动力学分析。结果表明,在水热温度190℃,NaOH浓度30g/L,液固比8,反应时间300min的条件下,提铝尾渣能较好地转化为介孔硅酸钙。计算得到的反应活化能为23.11k J/mol,提铝尾渣向介孔硅酸钙转化的反应过程是以界面化学反应控制为主,兼有扩散控制的混合控制。（5）对制得的介孔硅酸钙材料进行了系统分析,研究了介孔硅酸钙对亚甲基蓝的吸附效果以及吸附动力学和热力学规律。结果表明,提铝尾渣水热转化后得到了以介孔为主的多孔性材料,孔径主要分布在2-20nm之间。与提铝尾渣相比,介孔硅酸钙的比表面积和孔体积都有显着增长。介孔硅酸钙对亚甲基蓝的吸附过程符合准二级吸附动力学模型。吸附热力学分析表明,吸附焓变ΔH为56.45k J/mol,表明介孔硅酸钙对亚甲基蓝的吸附以化学吸附为主。（6）以煤矸石中富含的矿物组分膨润土和煤系高岭土为载体,采用水热法和热聚合法构造了Bi2WO6/膨润土（BWO/BENT）和g-C3N4/煤系高岭土（g-C3N4/CK）复合光催化功能材料,并研究了其用于光催化氧化As（Ⅲ）的反应效果和作用机理。结果表明,BWO/BENT和g-C3N4/CK复合材料均表现出比复合前更强的光催化氧化As（Ⅲ）的能力。通过XRD、SEM、TEM、UV-Vis DRS等手段对制得的复合材料进行了分析表征,研究发现与纯BWO和g-C3N4相比,BWO/BENT和g-C3N4/CK复合材料禁带宽度有所减小、团聚程度减轻、光生电子-空穴分离效果得到改善,增强了材料的光响应能力。
孙亚玲[6]（2020）在《工业循环水水质快速检测方法的建立与优化研究》文中进行了进一步梳理水资源是生态系统的重要组成,工业生产用水量日益增大,循环水的水质满足一定条件可多次使用,因此准确快速测定循环水中各物质的浓度是必要的。但基层理化实验人员短缺,检测任务繁重,效率不高,面对此形势,建立一套准确、快速、高通量、经济型、适用于实验室循环水水质指标的快速检测体系。本研究建立了循环水中聚羧酸类药剂、氯离子含量的快速检测方案,优化了总磷的检测条件,对pH、电导率、浊度、硬度等常规检测项的方法研究对比并给出最佳方法。建立了一套化学法和仪器法协同分析测定的体系,并用现场水样检验。研究结果如下:（1）聚羧酸盐测定:选取常用的聚羧酸盐药剂PAAS、A-2000、PESA等为研究对象,建立尼罗蓝A指示剂分光光度法测定聚羧酸盐的方案。明确了最佳测定条件,研究了影响反应的因素及干扰消除的方法。研究表明,一定的浓度范围之内,聚羧酸盐含量与吸光度有较强的线性关联。本方法的最佳测定条件为:5.6×10-5mol/L尼罗蓝A溶液10mL,pH6.8,常温放置15min后在634nm处测吸光度。共存的阴离子、含磷阻垢剂对聚羧酸盐的测定无干扰,Ca2+、Mg2+有一定的影响,加入EDTA二钠（物质的量比EDTA二钠:Ca2+或Mg2+略大于1:1）可消除Ca2+、Mg2+对聚羧酸盐检测的影响,且EDTA二钠本身对检测无干扰。（2）总磷测定:选取常用磷系药剂HEDP为研究对象,改进钼酸铵分光光度测总磷的条件。原钼酸铵分光光度法消解步骤繁琐,改进后将待消解水样放入专用消解容量瓶中免去转移步骤。经反复验证在100℃下加热容量瓶容积不变,测定结果准确可靠,且比原方法用时更短,单个水样的测定至少比原先节约2min。改善的加标回收率95%～103%,检测限0.171mg/L,切实可行,操作简单,非常适合水样批量快速检测,具备很高的现实运用价值。（3）氯离子测定:氯离子的测定比较离子选择电极、硝酸银滴定法两种方法,建立适用于循环水的检测方案。比较其优劣与适用性,发现电极法操作简便、快速、成本低,非常适合大批量水样的快速检测。（4）其他常规检测指标:pH计技术成熟,使用非常普遍,测水样的pH值准确、方便;散射式浊度仪测浊度快速准确;电导率仪响应快、结果精准。硬度的测定方法很多,但大多数方法都将钙镁离子分开检测再计算总和。而EDTA络合滴定法可直接测总硬度,且准确、操作简单、仪器成本低,无需对水样前处理,适合批量水样的快速测定。（5）根据各参数的最优最适合分析方案建立了完整的水质分析流程。
李超[7]（2020）在《脱硫废液在高温荒煤气中的热解特性研究》文中认为焦炉煤气采用氨法HPF湿式氧化脱硫过程中会产生大量的脱硫废液,我国每年会产生脱硫废液约396万吨。脱硫废液含有COD（>100000 mg/L）、硫化物（>2000 mg/L）、氨氮（>20000 mg/L）和盐分（～200 g/L）,是一种危害极大的污染物。国内外焦化行业急需高效、洁净、低成本的脱硫废液处理技术。针对现有处理脱硫废液技术中存在的设备投资大、运行成本高、易产生二次污染等问题,本文提出了“利用焦炉上升管中高温荒煤气余热热解法处理脱硫废液”的新方法。然而,在研究中发现:脱硫废液的组成和性质认识不系统、不完整;未见含盐废液在高温中蒸发的研究报道;脱硫废液在上升管荒煤气中热解的机理不清楚;上升管余热处理脱硫废液的工艺参数待确定、需优化;在大型焦炉试验运行中核心设备待研制。本文针对上述存在的问题,以焦炉煤气净化HPF法脱硫废液作为研究对象,主要开展了五方面的研究工作:（1）脱硫废液的组成和性质研究;（2）脱硫废液和煤共热解特性及动力学研究;（3）脱硫废液高温蒸发模型研究及模型参数优化;（4）单上升管中脱硫废液热解特性研究及喷洒参数优化;（5）大型工业焦炉热解脱硫废液工艺的核心设备研制。在此基础之上,在山西省焦炭集团益兴焦化厂（100万吨/年焦炭规模）建立了利用余热热解法处理12000吨/年脱硫废液的工程示范装置,系统评价了该工艺对焦化相关产品或操作的影响。经研究获得的主要结果和结论如下:1.在脱硫废液混合盐中,S为主要元素,占到原子序数小于Na元素总量的95.97%;XRD物相分析曲线与NH4SCN（25-0044）、（NH4）2SO4（41-0621）、（NH4）2S2O3（31-0068）的标准图谱对应较好;FT-IR分析曲线吸收峰对应的NH4SCN和（NH4）2SO4的红外振动峰较强烈;SEM分析中可以明显看出结晶较好、细长形的柱状晶体结构。脱硫废液为弱碱性溶液,p H值在8～9左右,其中主要无机物成分为硫氰酸铵和硫代硫酸铵,平均值分别为158.84 g/L和85.04 g/L;主要有机物成分为苯酚和对甲苯酚,分别占有机物总量29.01%和16.84%。脱硫废液中含盐浓度与沸点的关系满足公式Tb（28）0.0053c2（10）0.0664c（10）100。氩气环境中脱硫废液混合盐失重可分为五个阶段,开始热解于95.26℃,在温度达436.55℃时热解累计失重达99.00%,混合盐基本全部分解。2.脱硫废液和煤共热解从室温加热到500℃后开始热分解并产生大量气体,其中氢气含量最大时可达65%～70%左右,吸收液中COD的含量增幅较大,从9.54 mg/L增大到142.06 mg/L,热解残留物中g-C3N4对应的位于27.4°处的峰会随着温度增高而略有变高,而13.0°处的峰会随温度升高而变弱。升温速率加快有利于CO2、CH4和CO的生成,其变化幅度也会随之增大,12℃/min时,CO2、CH4和CO的释放量为最大,吸收液中COD和氨氮的含量随升温速率加快而升高,SCN-的含量略有下降。配煤中增加脱硫废液的含量会抑制CO2和CH4的生成,吸收液中COD、SCN-和氨氮的含量也会剧烈增长,热解残留物中Na和S元素的含量升高,使焦炭质量下降。H2S的生成量会在540℃之后迅速增多,并在600℃时达到顶峰2.061g/L,随脱硫废液含量的增加H2S的释放量会迅速增加。热解残留物中的S会随终温的升高而减少,但随脱硫废液含量由0%增加到15%,残留物中的S会由0.16%增加至0.95%。以分布活化能DAEM模型为基础,建立了加入脱硫废液的配煤热解动力学模型,得出加入脱硫废液浓度、热解终温、升温速率与挥发分析出产量的关系方程m j（7）T（8）（28）m j??。3.上升管高温荒煤气中喷洒脱硫废液喷雾的蒸发模型在800℃时,公式We（28）f（7）T（8）计算出雾滴运动最远距离为0.051 m,根据300次装煤的高度可得出喷嘴距焦炭表面的平均距离为0.075 m,该平均距离置信度为95%的置信区间（CI）为（0.047-0.103）,更加符合高温中雾滴的蒸发情况。荒煤气流动速度从0 m3/h增大到700 m3/h,液滴粒子轨迹的分散程度从x轴-0.181～0.174 m增大到-0.308～0.246 m的范围,液滴粒子达到荒煤气流速的时间从0.007s增大到0.02s,喷洒废液前后上升管中心竖直方向的流场速度沿高度变化的关系为u（28）f（7）h R（8）。喷洒脱硫废液前后上升管平均温度关系为T（28）568.49ln（7）T 0（8）-3151.9,在结焦时间20 h内,距上升管水封盖3 m处喷洒脱硫废液,蒸发后上升管的平均温度为620.44℃,平均蒸发时间为0.0025 s。喷洒量的增加会使喷雾的喷洒压力增加,有利于提高蒸发速率,但会增加蒸发时所消耗的热量,优化的喷洒流量为55 kg/L左右。喷嘴的孔径越小,喷射压力越大,液滴平均粒径越小,蒸发时间越短。喷射角度的增大会使液滴分散,间距增加,有利于液滴吸收更多的热量,减少蒸发时间。4.脱硫废液经蒸发干燥得到的固体混合盐在模拟焦炉煤气气氛下（55%H2+6%CO+25%CH4+14%Ar）热解有五个主要阶段:硫氰酸铵的晶型转变（92.87～127.38℃,主要为单斜晶体转变为正交晶体,以及正交晶体向正方晶相的转变）、硫氰酸铵向硫脲的异构化（127.38～246.26℃）、硫氰酸铵与硫代硫酸铵的共热解（246.26～290.45℃）、硫代硫酸铵与硫酸铵的分解（294.29～375.15℃以及375.15～543.26℃）,在384.19℃时热解累计失重达99.00%。与在氩气环境中热解对比,在模拟焦炉煤气中开始热解和完全热解所需的温度均较低,且硫氰酸铵晶型转变、异构化和热分解所对应的吸热峰更加尖锐。在单上升管小试试验中,喷洒的优化条件为:喷洒位置为距上升管水封盖距离3 m的位置,喷洒量为50～55 L/h,喷洒时间为装煤后10分钟到结焦过程的20 h以内。在单上升管中脱硫废液喷洒量为40～96 L/h,上升管温度降低了76～287℃,喷洒量v与温差ΔT的关系为ΔT=-2.939v,喷洒量v与上升管高温荒煤气出口处硫氰酸铵浓度C的关系为C（7）N H4SCN（8）（28）f（7）v（8）,4.3 m单上升管最大废液处理量为61.98 kg/h。5.大型焦炉热解脱硫废液工艺的核心系统研制,主要是（1）研制出脱硫废液精细过滤系统,该系统采用多层次、多材料的复合结构;（2）研制出恒压、连续输送系统,将脱硫废液从储槽经泵加压送入喷射系统;（3）优化的喷嘴孔径为1 mm、喷射角度为60°,并增加了喷射器旋转保护装置、喷嘴自清洗装置以及泄压装置等,开发了密封-喷雾-定角一体化高温高压防滴漏技术,保证了喷射器喷嘴连接处的密封性,并研发了新型适用于工程示范的喷射器装置;（4）开发了保护炭化室安全的系统自控技术,在上升管温度较低时控制喷射器自动切换为蒸汽;（5）研发出采用自制冷却液的湿法打孔技术对上升管内衬砖打孔,运用熔焊技术和定位器可保证喷射器定位管的密封性及安装角度;（6）脱硫废液的过滤、储存、加压和喷射等全部过程通过总控制系统进行监测和控制。6.在大型工业焦炉中喷洒脱硫废液前后,对焦化产品及工艺废水的影响情况如下:（1）煤气中检测到H2S、HCN和CS2的平均含量均处于同一水平,在脱硫塔的入口处均未检测到硫氰酸根,且化验室煤气出口处检测到煤气各组分均保持在同一水平,NH3和苯的平均浓度达标率为99%～100%;（2）焦油中粘度(E80)降低了17.58%,有利于焦油质量提升,各项指标均保持一致,在正常范围内;（3）脱硫液中p H为8.5左右,各成分含量基本处于同一水平;（4）蒸氨废水各项指标均达到焦化生化进水指标,焦化调节池及生化排水中的各指标含量也基本保持一致;（5）皮带焦的各项指标均保持在同一水平。利用焦炉上升管高温荒煤气余热热解脱硫废液的方法对焦化系统没有不利影响,比炼焦配煤法处理脱硫废液的处理量可增加9.6%。利用荒煤气余热热解脱硫废液技术与现有技术相比,具有投资小、能耗低、运行费用低、工人劳动强度低和处理彻底等技术优势。
张玉玺[8]（2020）在《基于碳基纳米材料的地下水典型污染物电化学检测研究与应用》文中提出地下水污染防治工作的基础是调查监测,调查的质量与效率是决定污染防治、修复、应急处置成功与否的关键。现场快速测试技术的进步是提升调查质量与效率的有效手段之一。基于电化学原理,以服务现场调查为目标,针对地下水典型污染指标Cr（VI）、Pb2+、NO2-、罗丹明B,开展电化学检测研究。采用碳基纳米材料,制备了四种高效、稳定,且环保、廉价、易得的电化学传感器,结合研制的便携式电化学工作站,构建了水质现场电化学检测平台,并在污染场地调查中进行了应用,为地下水污染调查提供了一种便捷高效的工作手段,能够促进地下水污染调查技术进步及碳基纳米材料在电化学检测中的发展。（1）通过科琴黑滴涂修饰碳布电极,制备了一种用于检测Cr（Ⅵ）的CB/CCE电化学传感器。sp2键合科琴黑拥有大量的介孔作为内表面电荷传输通道,提高了电极的传感效率和催化性能。最优条件下,时间电流法测得线性检测范围为0.025～483μM,检出限为9.88 nM。相比其他研究,科琴黑作为非金属催化剂,检测性能优势突出。（2）通过对碳布进行简单高温水热处理,制备了一种用于检测Pb2+的hoCCE电化学传感器。处理后的碳布表面增加了酮基位点与缺陷程度,提升了导电性和检测灵敏性。最优条件下,差分脉冲阳极溶出伏安法测得线性检测范围为0.06～1.6μM,检出限为30 nM。（3）利用超声复合获得硒化铋与多臂碳纳米管复合材料修饰玻碳电极,制备了一种用于检测NO2-的Bi2Se3@MWNTs/GCE电化学传感器。Bi2Se3和MWNTs分子之间的协同作用使复合材料具有高的活性比表面积和优效的电子转移速率,促进了NO2-的吸附及氧化。最优条件下,时间电流法测得线性检测范围为0.02～6000μM,检出限为20 nM。传感器除性能高效外,也避免了使用金属催化剂产生的电极毒化和环境污染问题。（4）利用食人鱼溶液对多喷碳纳米管表面氧化和进一步水热处理,制备了一种用于检测罗丹明B的MWNTs-COOH/GCE电化学传感器。羧基化的多臂碳纳米管提高了亲水性,暴露了更多的活性碳位点,利用羧基对罗丹明B的C=N键的氧化作用,实现了对RhB的高效检测。最优条件下,时间电流法得到线性检测范围为0.05～850 mM,检出限为 2.66 nM。（5）设计了一种便携式电化学工作站,保留了常用的电化学分析功能,在灵敏度和准确性方面也无损失,并可用USB供电。结合便携式计算机、电化学传感器,共同构成了水质现场电化学检测平台。（6）利用构建的水质现场电化学检测平台,针对中山市Pb污染场地和西宁市Cr（VI）污染场地开展了应用调查,快速掌握了场地的污染程度和污染范围,分析了污染成因与模式,并对应用效果和经验进行总结,简易概况操作流程。
李玉璞[9]（2020）在《水中硫化物分析方法的研究进展》文中提出水中硫化物是水质监测中的重要参数。本文对碘量法、亚甲基蓝分光光度法、气相分子吸收光谱法等多种分析方法进行了综述。分别简述了各种方法的原理、检出限及适用水体等相关内容,方便相关工作者比较和选择。
卢磊[10]（2017）在《污水处理厂氨和硫化氢生物去除工艺的研究及应用》文中认为废气处理多年来一直是环境科学研究的重点之一,与传统的物理化学方法相比较,生物除臭由于其除臭效率、经济成本和环境可接受性等方面的优势得到广泛应用。生产和生活污水汇聚到污水处理厂,经过废水处理设备处理后水体中的化学需氧量（COD）和生物需氧量（BOD）降低,但处理过程中由于生物和化学反应会释放出大量废气,其中主要成分是硫化氢和氨。硫化氢和氨除了会带来刺激性气味外,还会引起人体的诸多不适和毒性反应,对污水处理厂的工作人员和污水处理厂周边居民产生健康危害。生物除臭的核心是除臭菌株,本实验分别通过生物滤池除臭和全过程除臭两部分对污水处理厂废水处理后的废气进行无害化处理。生物滤池是利用微生物在填料表面形成生物膜,废气中的臭气分子溶解于生物膜表明的液相,进而被微生物分解代谢。首先进行生物滤池除臭的研究,从实验室已有的除臭菌株中筛选出生物膜成膜能力强的菌株BN8、BN15和BS15,测定成膜周期约为5～7天。通过对常见的6种有机和无机填料的吸附率和物理性质进行测定,最终得出陶粒和火山石的吸附率最高,24h内能达到65.5%以上,挂膜后对氨和硫化氢的去除率12 h内达到80.2%,而且火山石和陶粒均为无机填料,结构强度大,因此选取陶粒和火山石作为污水处理厂生物滤池的填料。对工业化使用的滤池进行实验室条件下的等比例缩小模拟试验,使用直径20 cm,高150cm的玻璃钢制成滤塔,待微生物在填料表面形成稳定的生物膜后通入硫化氢气体或氨气,测定进气口和出气口臭气浓度,计算去除率。结果显示一个月后去除率达到稳定,对32.0 ppm硫化氢和60.0 ppm氨气的平均去除能力在99.0%以上,去除效果显着。全过程除臭是一种新型的污水除臭技术,通过投加活性污泥,并使活性污泥在整个污水处理的过程中循环,从而利用其中的微生物降解水中的氨、硫化氢以及一些有机物质。本实验从污水处理厂的活性污泥中筛选到两株去除率高且在微氧条件下生长良好的菌株S7和N07,利用亚甲基蓝分光光度法和纳氏试剂比色法测定菌株对水体中氨和硫化氢的去除率,结果显示S7对硫化氢的去除率达到95.7%以上,N07对氨的去除率达到85.4%。利用S7和N07对全过程除臭菌株在实际废水处理中的应用进行模拟实验,表明24 h内菌株对硫化氢的去除率达到90.6%,而同样的条件下24 h内菌株对氨的去除率也能达到70.5%以上,总体去除效果良好。最后对实验使用的五株除臭菌株进行生理生化性质研究,最终确定菌株的最适培养基为LB培养基,最适生长温度范围在30℃～40 ℃,最适pH范围为5～9,次氯酸钠浓度低于2mg/L对菌株生长无影响,符合生长需要。经16srRNA测序确认,BN8和BN15为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）,BS15为微杆菌属（Microbacterium sp.）,S7 为柠檬酸杆菌属（Cirobacter sp.）,N07 为产碱杆菌属（Alcaligenes sp.）。以上检测结果显示实验菌株适合用于废水处理厂的生产废气处理。目前,本实验设计的工艺流程已经应用于污水处理厂的实际生产,在几个试验的污水处理厂中试运行,效果反应良好,能有效去除废气中的氨气和硫化氢气体。
二、内蒙古亚甲基蓝分光光度法测水中硫化物预处理装置的改进工作取得重大突破（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、内蒙古亚甲基蓝分光光度法测水中硫化物预处理装置的改进工作取得重大突破（论文提纲范文）
（1）生物炭材料的结构调控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 印染废水概况 |
| 1.1.1 印染废水的来源及特点 |
| 1.1.2 印染废水的危害 |
| 1.1.3 印染废水的治理 |
| 1.2 生物炭材料的研究进展 |
| 1.2.1 生物炭材料的制备 |
| 1.2.2 生物炭材料的改性研究 |
| 1.2.3 生物炭材料在印染废水处理中的应用 |
| 1.3 本论文的研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 生物炭材料比表面积和官能团的调控及其吸附机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验部分 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 响应面的因素与水平设计 |
| 2.2.4 污泥/竹材生物炭(BCs)的制备 |
| 2.2.5 响应面函数方程的建立 |
| 2.2.6 响应面函数方程的验证 |
| 2.2.7 生物炭(BCs)的活化 |
| 2.2.8 官能团改性生物炭(MBCs)的制备 |
| 2.2.9 磁性生物炭(Fe_3O_4-MBCs)的制备 |
| 2.2.10 生物炭材料的测试与表征 |
| 2.2.11 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附试验 |
| 2.2.12 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附试验 |
| 2.2.13 吸附机理研究 |
| 2.2.14 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 响应面试验结果分析 |
| 2.3.2 响应面函数方程的验证与补充 |
| 2.3.3 生物炭材料的表征 |
| 2.3.4 生物炭材料对废水中重金属Cr(Ⅵ)的吸附 |
| 2.3.5 生物炭材料对废水中染料污染物的吸附 |
| 2.3.6 吸附机理研究 |
| 2.3.7 生物炭上被吸附污染物的脱附风险研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 生物炭多孔负载金属氧化物复合材料的制备及其吸附-催化机理研究.. |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.2.3 生物炭多孔材料BC的制备 |
| 3.2.4 生物炭复合材料TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.5 生物炭复合材料MgO/ZnO/TiO_2@Fe-BC的制备 |
| 3.2.6 材料的测试与表征 |
| 3.2.7 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原试验 |
| 3.2.8 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 3.2.9 吸附及催化降解机理研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭材料的表征 |
| 3.3.2 生物炭复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附及催化还原 |
| 3.3.3 生物炭复合材料对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解 |
| 3.3.4 生物炭的吸附及催化降解机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 基于生物炭金属氧化物中空催微球的制备及其吸附‐催化机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验部分 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验仪器 |
| 4.2.3 生物炭微球(BMs)的制备 |
| 4.2.4 金属氧化物包覆生物炭球材料(CSMs和 DSMs)的制备 |
| 4.2.5 中空催化微球(HCMs)的制备 |
| 4.2.6 材料的测试与表征 |
| 4.2.7 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及降解试验 |
| 4.2.8 HCMs对 MB的催化降解机理研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微球样品的表征 |
| 4.3.2 微球样品对亚甲基蓝(MB)的吸附及催化降解 |
| 4.3.3 模拟太阳光下HCMs对 MB的催化降解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 生物炭光热转化材料的制备及其对印染废水的净化处理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验部分 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验仪器 |
| 5.2.3 生物炭光热转化材料的制备 |
| 5.2.4 光照条件下材料的热能转化 |
| 5.2.5 材料的测试与表征 |
| 5.2.6 生物炭光热转化材料对染料废水的处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 光照条件下生物炭材料的热能转化效果 |
| 5.3.2 生物炭光热转化材料的表征 |
| 5.3.3 生物炭光热转化材料对染料废水的净化效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 附录一:作者在攻读博士学位期间的研究成果 |
| 附录二:部分缩略词对照表 |
（2）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）石墨烯复合电极的制备及对有机物的氧化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 石墨烯的研究现状 |
| 1.2.1 石墨烯的结构及性质 |
| 1.2.2 石墨烯族的相关物质 |
| 1.2.3 石墨烯的制备及应用 |
| 1.3 电化学氧化技术的研究现状 |
| 1.3.1 电化学氧化技术的原理 |
| 1.3.2 电化学氧化技术的电极材料 |
| 1.3.3 复合电极的制备方法 |
| 1.3.4 电化学氧化技术在去除有机污染物中的应用 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 主要化学试剂 |
| 2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.2 电极材料的制备 |
| 2.2.1 石墨烯族相关材料的制备 |
| 2.2.2 RGO/AC复合材料的制备 |
| 2.3 复合电极的制备 |
| 2.3.1 Ti电极的预处理 |
| 2.3.2 石墨烯族复合电极的制备 |
| 2.3.3 RGO/AC/Ti复合电极的制备 |
| 2.4 复合电极及电极材料的表征 |
| 2.4.1 电极材料的理化性能表征 |
| 2.4.2 复合电极的电性能测试 |
| 2.5 电化学氧化实验方法 |
| 2.5.1 实验装置及分析方法 |
| 2.5.2 石墨烯族电极的电化学氧化实验 |
| 2.5.3 RGO/AC复合电极的电化学氧化实验 |
| 2.5.4 复合电极的吸附实验 |
| 3 石墨烯族电极的表征及其电化学性能研究 |
| 3.1 石墨烯族电极材料的理化性能表征分析 |
| 3.1.1 X射线衍射分析 |
| 3.1.2 红外光谱分析 |
| 3.1.3 扫描电镜分析 |
| 3.1.4 比表面积与孔结构分析 |
| 3.2 石墨烯族电极的电性能测试分析 |
| 3.2.1 循环伏安特性测试分析 |
| 3.2.2 交流阻抗测试分析 |
| 3.2.3 恒流充放电测试分析 |
| 3.3 石墨烯族电极的电化学氧化性能研究 |
| 3.3.1 反应时间对电化学处理的影响 |
| 3.3.2 电解质浓度对电化学处理的影响 |
| 3.3.3 极距对电化学处理的影响 |
| 3.3.4 电流对电化学处理的影响 |
| 3.3.5 pH对电化学处理的影响 |
| 3.4 吸附-电化学氧化协同作用机理分析 |
| 3.4.1 亚甲基蓝与甲基橙分子结构分析 |
| 3.4.2 吸附动力学研究 |
| 3.4.3 吸附-电化学氧化协同作用处理亚甲基蓝机理分析 |
| 3.4.4 吸附-电化学氧化协同作用处理甲基橙机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 RGO/AC复合电极的表征及其电化学性能研究 |
| 4.1 RGO/AC复合电极材料的理化性能表征分析 |
| 4.1.1 X射线衍射分析 |
| 4.1.2 红外光谱分析 |
| 4.1.3 扫描电镜分析 |
| 4.1.4 比表面积与孔结构分析 |
| 4.2 RGO/AC/TI复合电极的电性能测试分析 |
| 4.2.1 循环伏安特性测试分析 |
| 4.2.2 交流阻抗测试分析 |
| 4.2.3 恒流充放电测试分析 |
| 4.3 RGO/AC/TI复合电极的电化学氧化性能研究 |
| 4.3.1 AC添加比例对电化学处理的影响 |
| 4.3.2 反应时间对电化学处理的影响 |
| 4.3.3 电解质浓度对电化学处理的影响 |
| 4.3.4 极距对电化学处理的影响 |
| 4.3.5 电流对电化学处理的影响 |
| 4.3.6 pH对电化学处理的影响 |
| 4.4 机理分析 |
| 4.4.1 吸附动力学研究 |
| 4.4.2 吸附-电化学氧化协同作用处理亚甲基蓝的机理分析 |
| 4.4.3 吸附-电化学氧化协同作用处理甲基橙的机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氮肥行业废水污染概述 |
| 1.1.1 氮肥行业废水来源 |
| 1.1.2 氮肥行业废水特点 |
| 1.1.3 氮肥行业废水危害 |
| 1.2 氮肥行业废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 物化处理技术 |
| 1.2.2 传统生物处理技术 |
| 1.3 可持续污水处理 |
| 1.4 厌氧消化工艺 |
| 1.5 自养脱氮工艺 |
| 1.5.1 ANAMMOX工艺 |
| 1.5.2 亚硝化-ANAMMOX工艺 |
| 1.5.3 CANON工艺 |
| 1.6 本课题的研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 接种污泥及实验用水 |
| 2.1.1 接种污泥 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 厌氧消化工艺启动 |
| 2.2.2 自养脱氮工艺启动 |
| 2.2.3 有毒物质对厌氧消化影响 |
| 2.2.4 有毒物质对自养脱氮影响 |
| 2.2.5 实际氮肥废水处理 |
| 2.3 试剂及仪器 |
| 2.3.1 主要实验试剂 |
| 2.3.2 主要实验仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 水质指标的测定及分析 |
| 2.4.2 胞外聚合物及溶解性微生物产物的测定 |
| 2.4.3 关键酶活性的测定 |
| 2.4.4 高通量测序 |
| 第三章 厌氧消化和自养脱氮工艺的启动 |
| 3.1 厌氧消化工艺启动 |
| 3.1.1 UASB厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.1.2 AnSBR厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.1.3 AnMBR厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.2 自养脱氮工艺启动 |
| 3.2.1 ANAMMOX工艺的启动 |
| 3.2.2 CANON工艺的启动 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 氮肥废水中有毒物质对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.1 重金属对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.1.1 污染物去除效果变化 |
| 4.1.2 微生物特征变化 |
| 4.2 硫酸盐对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.2.1 硫酸盐对污染物去除的短期影响 |
| 4.2.2 硫酸盐对污染物去除的长期影响 |
| 4.3 硫化物对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.3.1 硫化物对污染物去除的短期影响 |
| 4.3.2 硫化物对污染物去除的长期影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 氮肥废水中有毒物质对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.1 重金属对ANAMMOX工艺的影响研究 |
| 5.1.1 锌离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.1.2 镉离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.1.3 汞离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.2 重金属对CANON工艺的影响研究 |
| 5.2.1 污染物去除效果变化 |
| 5.2.2 污泥性能变化 |
| 5.2.3 微生物群落变化 |
| 5.3 硫酸盐对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.3.1 污染物去除效果变化 |
| 5.3.2 污泥性能变化 |
| 5.4 硫化物对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.4.1 污染物去除效果变化 |
| 5.4.2 污泥性能变化 |
| 5.5 纳米颗粒及抗生素对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.5.1 纳米颗粒对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.5.2 抗生素对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.5.3 纳米颗粒及抗生素对亚硝化自养脱氮工艺的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 组合工艺处理实际氮肥废水效果研究 |
| 6.1 氮肥废水处理工艺流程 |
| 6.2 厌氧消化段污染物去除效果 |
| 6.3 自养脱氮段污染物去除效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（5）煤矸石提取氧化铝及其制备功能材料研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 煤矸石概况 |
| 1.2.1 煤矸石的来源和分类 |
| 1.2.2 煤矸石的组成 |
| 1.2.3 煤矸石利用现状 |
| 1.2.4 综合评述 |
| 1.3 煤矸石提取氧化铝方面 |
| 1.3.1 氧化铝的提取方法 |
| 1.3.2 煤矸石提取氧化铝研究进展 |
| 1.3.3 现有提铝技术评述 |
| 1.4 煤矸石制备功能材料方面 |
| 1.4.1 煤矸石矿物组分 |
| 1.4.2 煤矸石及其矿物组分制备功能材料的研究现状 |
| 1.5 本论文研究目标及主要研究内容 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 2 亚熔盐法处理煤矸石热力学分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 热力学分析方法 |
| 2.3 煤矸石中主要物相与NaOH、Ca(OH)_2反应的热力学分析 |
| 2.3.1 Al_2O_3·2SiO_2·2H_2O与 NaOH、Ca(OH)_2反应的热力学分析 |
| 2.3.2 SiO_2与NaOH、Ca(OH)_2反应的热力学分析 |
| 2.3.3 Fe_2O_3与NaOH、Ca(OH)_2反应的热力学分析 |
| 2.3.4 Ti O_2与NaOH、Ca(OH)_2反应的热力学分析 |
| 2.4 可能含铝副产物生成的热力学分析 |
| 2.4.1 Na_8(Al_6Si_6O_(24))(OH)_2(H_2O)_2生成的热力学分析 |
| 2.4.2 Ca_2Al_2SiO_6(OH)_2生成的热力学分析 |
| 2.4.3 1.2Na_2O·0.8CaO·Al_2O_3·2SiO_2·H_2O生成的热力学分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 煤矸石中氧化铝的浸出工艺研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂及设备 |
| 3.1.2 实验原料 |
| 3.1.3 实验装置 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 煤矸石原料分析 |
| 3.2.2 煤矸石浸出正交实验 |
| 3.2.3 煤矸石浸出单因素实验 |
| 3.2.4 浸出动力学分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 提铝尾渣制备介孔硅酸钙吸附材料研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及设备 |
| 4.2.2 实验原料 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 正交实验分析 |
| 4.3.2 单因素实验分析 |
| 4.3.3 介孔硅酸钙对亚甲基蓝的吸附特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 煤矸石制备矿物功能材料研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 样品表征方法 |
| 5.2.4 光催化实验方法 |
| 5.2.5 砷浓度的分析方法 |
| 5.3 BWO/BENT复合材料制备及其光催化氧化As(Ⅲ) |
| 5.3.1 BWO/BENT复合材料的制备 |
| 5.3.2 BWO/BENT复合材料分析表征 |
| 5.3.3 BWO/BENT复合材料的光催化性能 |
| 5.3.4 机理分析 |
| 5.4 g-C_3N_4/CK复合材料制备及其光催化氧化As(Ⅲ) |
| 5.4.1 g-C_3N_4/CK复合材料的制备 |
| 5.4.2 g-C_3N_4/CK复合材料分析表征 |
| 5.4.3 g-C_3N_4/CK复合材料的光催化性能 |
| 5.4.4 机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 论文主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）工业循环水水质快速检测方法的建立与优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 工业循环水概况 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 循环水中重要特性指标分析检测方法 |
| 1.2.1 部分指标检测分析方法 |
| 1.2.2 聚羧酸盐及其测定方法的研究现状 |
| 1.2.3 总磷及其测定方法的研究现状 |
| 1.2.4 氯离子及其测定方法的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 第2章 聚羧酸盐分析方法建立的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.1.1 PAAS的阻垢性能概述 |
| 2.1.2 A-2000的阻垢性能概述 |
| 2.1.3 PESA的阻垢性能概述 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 实验原理 |
| 2.3 PAAS浓度测定的结果与讨论 |
| 2.3.1 最佳测定波长 |
| 2.3.2 最佳显色剂用量 |
| 2.3.3 最佳显色时间 |
| 2.3.4 标准曲线的绘制 |
| 2.3.5 干扰因素的研究 |
| 2.3.6 加标回收试验 |
| 2.3.7 精密度试验 |
| 2.4 A-2000浓度测定的结果与讨论 |
| 2.4.1 最佳测定波长 |
| 2.4.2 最佳显色剂用量 |
| 2.4.3 最佳显色时间 |
| 2.4.4 标准曲线 |
| 2.4.5 干扰因素的研究 |
| 2.4.6 加标回收试验 |
| 2.4.7 精密度试验 |
| 2.5 PESA浓度测定的结果与讨论 |
| 2.5.1 最佳测定波长 |
| 2.5.2 最佳显色剂用量 |
| 2.5.3 最佳显色时间 |
| 2.5.4 标准曲线 |
| 2.5.5 干扰因素的研究 |
| 2.5.6 加标回收试验 |
| 2.5.7 精密度试验 |
| 2.6 工业应用 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 总磷的检测 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 实验原理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磷标准曲线绘制 |
| 3.3.2 改进方法的可行性 |
| 3.3.3 消解温度与时间确定 |
| 3.3.4 共存离子影响 |
| 3.3.5 加标回收试验 |
| 3.3.6 精密度实验 |
| 3.3.7 工业现场水样测试 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氯离子快速测定的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分仪器与试剂 |
| 4.2.1 仪器和试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 实验原理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 电极响应曲线 |
| 4.3.2 标准曲线 |
| 4.3.3 电极的影响因素 |
| 4.3.4 测定结果的影响因素 |
| 4.3.5 加标回收试验 |
| 4.3.6 精密度试验 |
| 4.3.7 工业现场水样测定 |
| 4.4 电极的使用与保存 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 其他参数快速测定方法的确定与检测流程的建立 |
| 5.1 pH测定方法的比较与确定 |
| 5.2 电导率测定方法的比较与确定 |
| 5.3 浊度测定方法的比较与确定 |
| 5.4 总硬度测定方法的比较与确定 |
| 5.5 铜、铁、锌等金属离子快速测定方法的确定 |
| 5.6 水样检测流程的建立 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）脱硫废液在高温荒煤气中的热解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 脱硫废液的产生 |
| 1.2.1 焦炉煤气脱除硫化氢的目的 |
| 1.2.2 HPF脱硫废液的生成 |
| 1.3 目前脱硫废液的处理方法 |
| 1.3.1 提盐法 |
| 1.3.1.1 蒸发结晶法 |
| 1.3.1.2 分步结晶法 |
| 1.3.1.3 离子交换法 |
| 1.3.1.4 膜分离法 |
| 1.3.1.5 沉淀法 |
| 1.3.2 昆帕库斯法(Compacs) |
| 1.3.3 希罗哈克斯法(Hirohax) |
| 1.3.4 配煤炼焦法 |
| 1.4 上升管荒煤气余热利用回收现状 |
| 1.4.1 上升管高温荒煤气特性 |
| 1.4.2 上升管汽化冷却技术回收荒煤气余热 |
| 1.4.3 导热油夹套技术回收荒煤气余热 |
| 1.4.4 换热技术回收荒煤气余热 |
| 1.4.5 直接利用荒煤气余热回收技术 |
| 1.5 脱硫废液的蒸发和热解研究 |
| 1.5.1 脱硫废液在荒煤气中的蒸发研究 |
| 1.5.1.1 液滴蒸发的数学模型 |
| 1.5.1.2 液滴群蒸发的分布模型 |
| 1.5.1.3 喷雾在流动气场中的蒸发 |
| 1.5.2 脱硫废液的热解研究 |
| 1.6 课题的选择、意义和研究内容 |
| 1.6.1 课题的选择和研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 脱硫废液的组成和性质 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法及实验流程 |
| 2.3 脱硫废液中混合盐的表征分析 |
| 2.3.1 脱硫废液固体混合盐的XRF分析 |
| 2.3.2 脱硫废液固体混合盐的XRD分析 |
| 2.3.3 脱硫废液固体混合盐的FT-IR分析 |
| 2.3.4 脱硫废液固体混合盐的SEM分析 |
| 2.4 脱硫废液中主要无机物与有机物组成 |
| 2.4.1 脱硫废液中主要无机物组成 |
| 2.4.2 脱硫废液中主要有机物组成 |
| 2.5 脱硫废液盐浓度与沸点的关系 |
| 2.6 脱硫废液盐的热稳定性 |
| 2.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 脱硫废液和煤共热解特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 热解终温对脱硫废液与煤共热解的影响 |
| 3.3.2 升温速率对脱硫废液与煤共热解的影响 |
| 3.3.3 脱硫废液掺配比例对脱硫废液与煤共热解的影响 |
| 3.3.4 煤的种类对脱硫废液与煤共热解的影响 |
| 3.3.5 脱硫废液与煤共热解时硫的迁移规律 |
| 3.3.6 热解动力学模型的建立 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 脱硫废液蒸发特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 数值模拟模型 |
| 4.3.1 模型的建立 |
| 4.3.2 气相模型 |
| 4.3.3 雾滴运动方程 |
| 4.3.4 雾滴蒸发方程 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 喷雾蒸发对上升管内流场的影响 |
| 4.4.2 荒煤气温度对蒸发的影响 |
| 4.4.3 喷雾流量对蒸发的影响 |
| 4.4.4 液滴粒径对蒸发的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 单上升管热解脱硫废液基础研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 试剂和试样 |
| 5.2.2 实验装置 |
| 5.2.3 分析检测 |
| 5.3 脱硫废液混合盐在荒煤气中的热解特性 |
| 5.4 脱硫废液喷洒时间的优化 |
| 5.4.1 上升管中荒煤气的温度分布 |
| 5.4.2 喷洒时间对荒煤气温度的影响 |
| 5.4.3 喷洒时间对荒煤气中H2S和HCN含量的影响 |
| 5.5 脱硫废液喷洒位置的优化 |
| 5.6 脱硫废液喷洒量的优化 |
| 5.6.1 废液喷洒量对上升管荒煤气出口温度的影响 |
| 5.6.2 单上升管最大废液处理量的确定 |
| 5.6.3 废液喷洒量对硫氰酸铵浓度的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 大型焦炉热解脱硫废液工艺的核心设备研制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 工艺流程 |
| 6.3 脱硫废液的精细过滤系统研制 |
| 6.4 脱硫废液恒压、连续输送系统开发 |
| 6.5 脱硫废液的喷射器及分喷射器控制系统研制 |
| 6.5.1 选用耐高温高压和耐高温腐蚀特种材料 |
| 6.5.2 定角度、精细雾化技术 |
| 6.5.3 高温高压防滴漏技术 |
| 6.5.4 介质自动切换连续喷射技术 |
| 6.5.5 系统自控技术 |
| 6.6 预热器及预热技术开发 |
| 6.7 上升管的高温切割和内衬砖无损伤打孔等改造设备研制 |
| 6.7.1 打孔技术 |
| 6.7.2 上升管改造 |
| 6.8 总控制系统研制 |
| 6.9 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 大型焦炉热解脱硫废液工业系统运行实践 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 试剂和试样 |
| 7.2.2 实验装置 |
| 7.2.3 分析检测 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 对煤气成分的影响 |
| 7.3.2 对焦油的影响 |
| 7.3.3 对脱硫液成分的影响 |
| 7.3.4 对生化系统的影响 |
| 7.3.5 对焦炭质量的影响 |
| 7.3.6 经济效益与技术优势 |
| 7.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 论文主要创新点 |
| 8.3 展望和建议 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）基于碳基纳米材料的地下水典型污染物电化学检测研究与应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 传统地下水水质检测技术 |
| 1.2.1 地下水实验室检测手段 |
| 1.2.2 地下水现场快速检测技术 |
| 1.2.3 传统地下水检测方法概述 |
| 1.3 水环境电化学检测技术 |
| 1.3.1 电化学传感器基本概述 |
| 1.3.3 电化学在水质检测中的应用 |
| 1.3.4 碳纳米材料在修饰电极中的应用 |
| 1.3.5 便携式电化学传感器的发展 |
| 1.3.6 存在的问题与改进方向 |
| 1.4 研究目标、主要内容和研究方案 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 总体思路和技术路线 |
| 第2章 科琴黑修饰碳布电极用于六价铬的检测研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂和材料 |
| 2.2.2 电极的修饰 |
| 2.2.3 电化学研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征 |
| 2.3.2 电极的电化学性能研究 |
| 2.3.3 实验条件的影响 |
| 2.3.4 线性范围和检出限 |
| 2.3.5 稳定性和抗干扰性 |
| 2.3.6 样品检测 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 水热碳布修饰电极用于铅的检测研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂和材料 |
| 3.2.2 电极的修饰 |
| 3.2.3 电化学研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 电极的电化学性能研究 |
| 3.3.3 实验条件的影响 |
| 3.3.4 线性范围和检出限 |
| 3.3.5 稳定性和抗干扰性 |
| 3.3.6 样品检测 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 硒化铋与多壁碳纳米管复合材料用于亚硝酸盐的检测研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂和材料 |
| 4.2.2 电极的修饰 |
| 4.2.3 电化学测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 电极的电化学性能研究 |
| 4.3.3 实验条件的影响 |
| 4.3.4 线性范围与检出限 |
| 4.3.5 稳定性和抗干扰性 |
| 4.3.6 样品检测 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 羧基多壁碳纳米管用于罗丹明B的检测研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 试剂与材料 |
| 5.2.2 电极的修饰 |
| 5.2.3 电化学测试 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 材料的表征 |
| 5.3.2 电极的电化学性能研究 |
| 5.3.3 实验条件的影响 |
| 5.3.4 线性范围与检出限 |
| 5.3.5 稳定性和抗干扰性 |
| 5.3.6 样品检测 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 便携式电化学工作站的制备 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 仪器的研制 |
| 6.2.1 基本情况 |
| 6.2.2 功能设计 |
| 6.2.3 电路设计 |
| 6.2.4 软件设计 |
| 6.2.5 仪器装配与参数 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 地下水污染场地调查应用 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 工作流程 |
| 7.3 实地应用 |
| 7.3.1 中山市某加油站地下水Pb~(2+)污染调查 |
| 7.3.2 西宁市某铬盐厂地下水Cr(Ⅵ)污染调查 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）水中硫化物分析方法的研究进展（论文提纲范文）
| 1 概述 |
| 2 水中硫化物的分析方法 |
| 2.1 碘量法 |
| 2.2 亚甲基蓝分光光度法 |
| 2.3 气相分子吸收光谱法 |
| 2.4 其他分析方法 |
| 3 结论 |
（10）污水处理厂氨和硫化氢生物去除工艺的研究及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 臭气的来源和危害 |
| 2 恶臭的危害 |
| 3 除臭方法 |
| 4 生物滤池研究进展 |
| 4.1 填料的研究 |
| 4.2 菌种的筛选 |
| 5 全过程除臭的研究 |
| 6 研究意义 |
| 7 研究内容 |
| 8 技术路线 |
| 第二章 生物滤池除臭菌株和填料的筛选及挂膜小试 |
| 1 前言 |
| 1.1 生物滤池示意图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 3 实验结果 |
| 3.1 除臭菌株生物膜成膜能力测定 |
| 3.2 菌株的生长曲线 |
| 3.3 菌株的混合培养占比分析 |
| 3.4 填料的筛选 |
| 3.5 生物膜生长周期 |
| 3.6 生物滤池对臭气去除率的测定 |
| 3.7 工厂化应用 |
| 3.8 小结与讨论 |
| 第三章 全过程除臭菌株的筛选和应用 |
| 1 前言 |
| 1.1 全过程除臭示意图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 实验仪器和试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 菌株的筛选 |
| 2.3.2 除臭功能菌的复筛 |
| 2.3.3 除臭菌株生长曲线的测定 |
| 2.3.4 对污水中硫化氢和氨的去除率测定 |
| 3 实验结果 |
| 3.1 纳氏试剂比色法和亚甲基蓝比色法标准曲线 |
| 3.2 菌株的筛选 |
| 3.3 除臭菌株生长曲线的测定 |
| 3.4 除臭菌株在污水中的生长检测 |
| 3.5 菌株对污水中的臭气分子去除率 |
| 3.6 小结与讨论 |
| 第四章 除臭菌株生理生化性质的测定 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 培养基配方 |
| 2.2 实验方法 |
| 3 实验结果 |
| 3.1 菌株最适温度测定 |
| 3.2 菌株最适pH测定 |
| 3.3 菌株对次氯酸钠的敏感性测定 |
| 3.4 除臭菌株生理生化特性的鉴定 |
| 3.5 小结与讨论 |
| 全文总结 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、内蒙古亚甲基蓝分光光度法测水中硫化物预处理装置的改进工作取得重大突破（论文参考文献）
- [1]生物炭材料的结构调控及其在印染废水处理中的应用研究[D]. 翟世民. 江南大学, 2021(01)
- [2]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021(02)
- [3]石墨烯复合电极的制备及对有机物的氧化性能研究[D]. 范一丹. 西安科技大学, 2020(01)
- [4]氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究[D]. 陈召. 郑州轻工业大学, 2020(07)
- [5]煤矸石提取氧化铝及其制备功能材料研究[D]. 杨权成. 中国矿业大学(北京), 2020(01)
- [6]工业循环水水质快速检测方法的建立与优化研究[D]. 孙亚玲. 华东理工大学, 2020(01)
- [7]脱硫废液在高温荒煤气中的热解特性研究[D]. 李超. 太原理工大学, 2020
- [8]基于碳基纳米材料的地下水典型污染物电化学检测研究与应用[D]. 张玉玺. 中国地质大学(北京), 2020(01)
- [9]水中硫化物分析方法的研究进展[J]. 李玉璞. 科学技术创新, 2020(07)
- [10]污水处理厂氨和硫化氢生物去除工艺的研究及应用[D]. 卢磊. 南京农业大学, 2017(05)