一、复合型絮凝剂在印染废水处理中的研究（论文文献综述）
周瑶,孙姣霞,郑涵月,彭子妍,张皓,陈峻立,周雍卓[1]（2021）在《复合絮凝剂在印染废水处理中的应用分析》文中提出复合絮凝剂在污水处理中扮演着十分重要的角色。因此,本文对复合絮凝剂在印染废水处理中的应用及作用机理进行了简要综述。同时通过综合对比处理效率、成本、环境损益等,为污水处理过程中复合型絮凝剂的选择提供参考依据。研究表明:低浓度有机印染废水多采用无机-无机复合絮凝剂进行处理,高浓度有机印染废水多采用无机-有机复合絮凝剂进行处理,高有机浓度、高浊度、及有特殊气味的印染废水则多采用有机-有机复合絮凝剂进行处理。
王韬[2]（2021）在《多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究》文中认为混凝法在工业废水预处理中得到广泛应用。混凝效果直接影响后续生物处理或高级氧化处理效率。提升混凝对工业废水中难生物降解有机物的去除效果,可降低后续处理工艺的负荷,提高水处理效率。论文首先利用微生物絮凝剂（MBF）阴离子活性基团丰富的特点,对其进行阳离子改性,合成了脱色性能良好的两性微生物絮凝剂（MBF-g-P（AM-DAC））。研究了MBF-g-P（AM-DAC）的最优合成条件和合成机理。将MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配,用来处理刚果红（CR）染料废水,研究不同影响因素对CR去除率的影响,并分析其混凝机理。此外,论文以甲基丙烯酸六氟丁酯（HFBMA）和丙烯酰胺（AM）为单体,通过胶束聚合合成了富含氟碳基团的疏水改性高分子絮凝剂（P（AM-HFBMA））,其对模拟废水中四种溶解性染料均有较好的去除效果。研究P（AM-HFBMA）的合成机理,分析P（AM-HFBMA）与聚合氯化铁铝（PAFC）复配使用时,二者发挥的不同作用。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在热引发条件下,MBF与AM、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）发生接枝共聚反应,得到两性高分子微生物絮凝剂MBF-g-P（AM-DAC）。通过傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、热重-差热分析（TG/DSC）、X射线光电子能谱分析（XPS）和X射线衍射分析（XRD）研究MBF-g-P（AM-DAC）组成、结构和特性,发现其具有丰富的氨基、羟基、羧基、铵基和酰氧基等活性基团。在MBF-g-P（AM-DAC）合成机理研究中发现,接枝共聚发生在MBF的氨基上。AM作为高活性单体促进了阳离子单体DAC与MBF的接枝共聚。对MBF-g-P（AM-DAC）在蒸馏水中所产生絮体进行比表面积分析,发现其絮体比表面积较大且具有大量的多孔结构,这有利于增强其吸附和网捕卷扫的混凝性能。（2）将自制MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配应用于模拟刚果红（CR）染料废水处理。混凝后CR染料的去除率较高、形成的絮体密实且体积大、沉降速率快、沉降时间短;而单加PSA处理时,形成的絮体小且松散,沉降速度慢,CR去除率较低。PSA和自制MBF-g-P（AM-DAC）在CR废水处理中起着不同的作用。PSA电中和作用强,但形成的絮体小;MBF-g-P（AM-DAC）的电中和作用较弱,但对絮体粒径增大有较大帮助。MBF-g-P（AM-DAC）及其絮体上的不饱和活性位点和较高的比表面积有助于CR的吸附,且存在物理吸附和化学吸附。（3）在紫外引发条件下,HFBMA与AM发生接枝共聚反应,得到含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）。通过表征分析发现,P（AM-HFBMA）具有丰富的氟基、酰胺基和酯基等多种活性基团。胶束聚合有助于合成具有微嵌段结构的高分子聚合物P（AM-HFBMA）。少量粘附在其表面的SDS提升了P（AM-HFBMA）的亲水性。P（AM-HFBMA）具有较多的活性位点,能增强与SDS和染料的相互作用。（4）将含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）应用于多种模拟染料废水的处理。P（AM-HFBMA）对浓度为250 mg/L的刚果红（CR）、亚甲基蓝（MB）、罗丹明B（Rh B）和甲基蓝（Ml B）模拟废水最佳去除率达到90%以上。P（AM-HFBMA）混凝性能优于三种市售PAM。PAFC和P（AM-HFBMA）复配使用时,PAFC主要起电中和作用,P（AM-HFBMA）主要起架桥作用,且有助于产生絮体。粘附在P（AM-HFBMA）表面的少量SDS能通过电荷吸引和疏水缔合作用增强P（AM-HFBMA）与染料相互作用。P（AM-HFBMA）上丰富的氟基与染料和SDS产生的氢键也增强了它们的相互作用,而其疏水缔合作用使絮体容易与水分离。该混凝过程存在吸附作用。
马綦镇[3]（2021）在《微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究》文中进行了进一步梳理我国是缺水问题十分严重,全国有超过300个城市存在水资源短缺的现象;水污染导致的水质恶化更是使水短缺问题雪上加霜。絮凝工艺借助其成本低廉和工艺简便的特点在多种污水净化方法中脱颖而出,在各个领域中广泛应用。相比于具有毒性、易产生二次污染的无机和有机絮凝剂,绿色、无毒而且高效的微生物絮凝剂便成为了当下研究开发的热点。本研究通过对培养基的优化、对微生物絮凝剂的分离提纯、组分分析和对电厂循环水的实际处理效果进行研究,以期对微生物絮凝剂后续的理论研究和实际应用提供些许参考。选取产絮菌的发酵培养基中使用量最多的三种营养物质进行响应面分析实验,用响应面设计的培养基配比发酵得到的微生物絮凝剂进行絮凝实验,使用Design-Expert软件对实验结果进行计算,并结合不同因素两两之间的交互影响图来分析最佳的培养基配比。本研究结果表明,微生物絮凝剂存在于产絮菌的发酵液中,是由产絮菌分泌到细胞外的代谢产物,且产絮菌胞体的存在不影响微生物絮凝剂的使用效果,因此在实际使用中不必进行分离提取的步骤。微生物絮凝剂的热稳定性较好,但絮凝效果会随着p H值的变化有较大改变,只有p H在7-8之间是才能起到最好的效果。微生物絮凝剂的组成成份基本上是多糖和蛋白质,且多糖的含量远远多于蛋白质,二者的比值为41:1,起主要絮凝作用的成分是多糖。根据红外光谱分析图和气相色谱分析图显示,微生物絮凝剂同时具有糖类和蛋白质的特征基团,其糖类成分包括甘露糖、葡萄糖和半乳糖,单糖为吡喃糖。基于动态模拟实验的结果,微生物絮凝剂对于电厂循环水的处理效果远优于或持平于化学絮凝剂。根据水体污染指标在30天内的变化情况,发现产絮菌的使用周期基本为20天左右。进一步使用微生物絮凝剂在电厂进行实地运行试验,在为期5个多月的试运行中,电厂循环水体系中的污染指标基本都在当地污水排放的控制要求范围之内,还能通过减少补充水量而达到提升电厂收益的结果。证实了微生物絮凝剂能够维持循环冷却水水质的稳定,可以实际应用于电厂循环水的处理中。
高陆玺[4]（2020）在《DCD-FA型和EPI-DMA型脱色剂的合成及性能研究》文中研究说明双氰胺-甲醛（DCD-FA）型脱色剂可作为以絮凝沉降法处理印染废水的有效产品之一。但由于二者形成的缩聚物分子量较低,和染料分子作用所得到的絮体较细小,沉降效果达不到最优。因此为提高DCD-FA型脱色剂的脱色性能,现以六次甲基四胺为改性剂合成DCD-FA型改性脱色絮凝剂,并对模拟染料废水进行脱色絮凝沉降的实验。先以单因素实验确定了反应物料的摩尔比、反应温度和反应时间对改性脱色絮凝剂脱色性能存在的影响。实验结果显示:各物料的最佳摩尔比为双氰胺:甲醛:氯化铵:六次甲基四胺=1:3.2:0.76:0.02;最佳反应温度是85℃;最佳反应时间是3.5 h。在同等投入量以及相同沉降时间的情况下,改性脱色剂远优于未改性脱色剂。未改性脱色剂所能达到的脱色率为89.3%,其絮体较细小,沉降速度较慢;改性脱色剂其脱色率可高达98.2%,其絮体粗大密集,沉降速度较快。研究讨论了搅拌条件、絮凝温度、染料废水浓度、脱色剂投入量、p H值和无机盐等一系列絮凝条件对产品的脱色性能存在的影响。实验结果显示:适合的搅拌速率以及搅拌条件可使得产品的脱色性能达到最优化;最佳的絮凝温度为30℃;脱色剂投入量为100 mg/L时,脱色率可达98.2%,染料废水浓度和脱色剂投入量的关系在处理印染废水的问题上有一定的实践意义;产品的适用条件为酸性及中性,最佳适用p H=4;改性脱色剂比未改性脱色剂有更好的耐盐性。环氧氯丙烷-二甲胺（EPI-DMA）型脱色剂作为一种阳离子絮凝剂,其聚合物拥有较高的阳离子度,但分子量较低,而这两者对于脱色性能的影响十分重要。为改善这一情况,提高聚合物的分子量,使其分子链增长,现以二乙烯三胺作为交联剂合成EPI-DMA型改性脱色絮凝剂,并对模拟染料废水进行脱色絮凝沉降的实验。同样以单因素实验确定了其最佳物料摩尔比为环氧氯丙烷:二甲胺:二乙烯三胺=1:0.95:0.05;最佳反应温度为95℃;聚合时间为5～6 h。在同等投入量以及相同沉降时间的情况下,改性脱色剂远优于未改性脱色剂。未改性脱色剂所能达到的脱色率仅为46.4%,其絮体细小,沉降速度很慢;而改性脱色剂其脱色率高达82.3%,其絮体粗大密集,沉降速度较快。研究讨论了搅拌条件、絮凝温度、染料废水浓度、脱色剂投入量、p H值、与四类聚丙烯酰胺（PAM）复配使用以及无机盐等一系列絮凝条件对产品的脱色性能存在的影响。实验结果显示:适合的搅拌速率以及搅拌条件仍然是促使产品的脱色性能达到最优化的条件之一;最佳的絮凝温度为20℃;脱色剂投入量为125 mg/L时,脱色率可达82.3%;与两性型,阴离子型,阳离子型以及非离子型四类PAM进行复配,当此四类PAM的浓度均为2.5 mg/L时,按质量比9:1与改性脱色剂复配后投入量为125 mg/L时脱色率皆有所提高,其中以阴离子型最优,脱色率可达到85.2%;产品的适用条件为酸性,最佳适用p H=4,在此p H环境下脱色率可达91%;改性脱色剂比未改性脱色剂有更好的耐盐性,而改性脱色剂与阴离子型PAM复配后较于前两者其耐盐性更优良。
董文博[5]（2020）在《印染废水综合净化技术研究》文中提出印染废水是我国水量最大的工业废水之一,成分复杂、有机物浓度高、色度大、盐浓度高、可生化性差,水中含有的一些苯胺、偶氮类染料具有强致癌性,严重危害水体环境及人类健康。《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB 4278—2012）对印染废水的氨氮、悬浮物、色度以及COD等指标的排放标准提出了更为严格的要求,目前印染废水净化处理技术包括物理、化学和生物方法,其中脱氮、絮凝和脱色是净化过程中三个关键技术环节。印染废水的水质特点导致废水处理难度急剧增大,生物法虽具有成本低,无二次污染等特点,但在高盐环境下,耐盐性差的微生物代谢活动易受抑制,降低废水处理效率,为了提高印染废水综合净化处理效率,本文拟从盐单胞菌强化混合菌群脱氮效果、絮凝剂选择及条件优化、筛选高效脱色菌株进行研究,实现印染废水的综合净化处理。利用适合高浓度氨氮、SND脱氮效果良好的盐单胞菌Halomonas sp.B01、Halomonas sp.H02强化混合菌群脱氮能力,用于模拟印染废水脱氮处理并对脱氮条件进行优化。最佳脱氮条件为:乙酸钠为碳源、C/N为7.5、DO为摇床转速90 rpm,SND脱氮96 h,初始氨氮含量为2000 mg/L,脱氮率可达99.3%。絮凝剂的选择及絮凝条件研究是达到良好絮凝效果的关键,本文比较了化学絮凝剂聚合氯化铝（PAC）、聚合氯化铝铁（PAFC）、聚合硫酸铁（PFS）、聚丙烯酰胺（PAM）和生物絮凝剂γ-PGA在优化的絮凝条件下对模拟印染废水的絮凝效果。综合经济成本和絮凝效果,选用生物絮凝剂γ-PGA,投加量为4%（w/v）,絮凝6 min,絮凝温度为30℃时絮凝效果最佳,絮凝率为96.2%。通过筛选Halomonas中对甲基橙偶氮染料的高效脱色菌,筛选得到Halomonas sp.B01。利用响应面法优化其脱色条件,主要影响因素的优化结果为:pH 7.04、NaCl 25 g/L、（NH4）2SO4 12g/L,30℃条件下脱色培养48 h,甲基橙浓度为55 mg/L的废水脱色率为94.66%,然后通过基因重组表达载体的构建及功能验证,从分子水平解释了Halomonas sp.B01使甲基橙偶氮染料脱色的原因是该菌含有偶氮还原酶基因。按照上述确定的脱氮、絮凝和脱色优化条件,结合中空纤维超滤技术,对取自大连某印染厂的印染废水综合处理,处理后的废水氨氮浓度为18 mg/L,悬浮物浓度为32 mg/L,色度为70度,COD为54 mg/L。为印染废水的综合净化处理提供了理论和技术支持。
Phanvongkham Soudsaphone[6]（2020）在《混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究》文中研究指明混凝沉淀技术因其技术难度低和投资运营成本少的特点作为常用的污水处理工艺被广泛应用于城市生活污水、印染废水、含油废水、垃圾渗滤液等各领域中,传统的混凝剂存在投药量大、对水质水量适应性差、混凝效果差、剩余污泥量大等问题一直使得混凝沉淀技术在实际工程应用中受限,新型混凝剂存在研究开发技术难度大和价格高昂等因素成为混凝沉淀技术发展的瓶颈。本文从实际情况出发,选取价格相对便宜的传统混凝剂和新型混凝剂作为研究对象,从复配混凝剂强化处理效果的思路出发,对实际城市生活污水和铁路三段废水进行了研究,主要研究内容及结果如下:1.混凝剂单独投加投药量对污染物去除的研究表明:（1）FeCl3单独投加时投药量宜控制在60mg/L～90mg/L,COD、SS、TP、TN平均去除率分别接近40.00%、81.00%、48.00%、24.00%,在FeCl3投加量为100mg/L时对COD、TP的去除率达到最大,分别为45.11%和60.00%;（2）Al2（SO4）3单独投加时最佳投药量为80mg/L,COD、SS、TP、TN去除率分别为38.20%、88.20%、32.10%、28.00%;（3）PAC单独投加时最佳投药量为80mg/L,COD、SS、TP、TN的去除率分别为64.20%、90.11%、62.10%、27.10%;（4）单独投加PAM时所需的投药量大大减少,最佳投药量为1.5mg/L,COD、SS、TP、TN去除率分别为30.00%、84.20%、28.10%、22.20%;（5）对比发现混凝剂单独投加时对污染物的去除效果及节约的投药量为:PAM>PAC>FeCl3>Al2（SO4）3。2.PAM与其它混凝复配处理生活污水的研究表明:（1）PAM+Fe Cl3复配混凝剂最佳投加量为PAM:1.6mg/L,FeCl3:50mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到99.21%、69.54%、63.58%、45.26%;（2）PAM+Al2（SO4）3复配混凝剂最佳投加量为PAM:2.0mg/L,Al2（SO4）3:60mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到97.55%、69.88%、63.34%、41.88%;（3）PAM+PAC复配混凝剂最佳投加量为PAM:1.2mg/L,PAC:70mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到99.51%、72.56%、68.87%、47.53%;（4）各复配混凝剂对比来看,对实际生活污水中各污染指标的去除效果及节约的投药量为:PAM+PAC>PAM+FeCl3>PAM+Al2（SO4）3。3.PH条件对复配混凝剂处理污水的研究表明:（1）PAM+FeCl3复配对进水酸性有一定的耐受性,在PH值为5～7之间,对污染物有很好的去除效果,该复配最佳PH值应略小于7,呈偏酸性;（2）PAM+Al2（SO4）3复配最佳PH值大于7,呈偏碱性,且对进水PH值适用范围较窄,酸性条件下,对污染物的去除效果较差;（3）PAM+PAC复配最佳PH值略大于7,呈偏碱性,该复配混凝剂对进水PH值适用范围宽泛,在PH值为5～9之间,对污染物能够达到很好的处理效果;（4）各复配混凝剂对进水PH值适用范围大小为:PAM+PAC>PAM+FeCl3>PAM+Al2（SO4）3。4.采用PAC–PAM混凝剂对实际铁路施工废水进行处理研究表明:PAC–PAM混凝剂对废水中主要污染物的去除效果较好,PAC-PAM混凝剂最佳投加量为40mg/L时,剩余SS、油脂、COD分别为68.55mg/L、3.42mg/L、75.61mg/L,可以达到中国《污水综合排放标准》中的一级标准（GB 8978–1996）。5.采用不同PAC:PAM质量比对实际铁路含油废水处理结果表明:在PAM:PAC质量比为1:130时为最佳比值,其对污水中SS、油脂、COD的去除率分别达到95.28%、74.69%、74.15%,可以达到中国《污水综合排放标准》中的一级标准（GB 8978–1996）。
鲁慧娟[7]（2020）在《纤维素-壳聚糖两性絮凝材料制备及其处理造纸废水应用》文中指出目前,我国工业发展迅速,在推动经济迅速发展的同时,一系列环境污染问题也随之产生,影响着人们的生活环境和身心健康,尤其以水污染问题较为严重。制浆造纸工业是一个与经济发展和日常生活息息相关的重要产业,更是用水大户,是水源污染的重要来源之一。我国造纸工业废水排放量大,占我国工业污水排放量的20-30%。而造纸废水污染物成分复杂,主要含有细小纤维素、木质素、有机物、酯类等污染物,属于较难处理的工业废水,若未达标排放,将会对自然水体造成较大危害。目前,造纸企业主流使用聚丙烯酰胺类絮凝剂（PAM）絮凝处理造纸废水,但其存在电荷属性单一、难生物降解进而引发二次污染等问题,因此使用受到限制。壳聚糖与纤维素属于天然高分子材料,其来源广泛、价格低廉、生物相容性好,分子链中含有大量的羟基,易进行改性。因此,本课题以纤维素与壳聚糖为原材料,制备了竣甲基纤维素（CMC）和季铵化壳聚糖（HTCC）;以戊二醛作为交联剂,采用一步合成的方法,制备了一种可生物降解的纤维素-壳聚糖两性絮凝材料（HTCC-g-CMC）。探究了HTCC-g-CMC对高岭土悬浊液和造纸废水的絮凝性能和生物降解性,并对其絮凝机理进行了初步探究,开展主要工作如下:1.羧甲基纤维素、季铵化壳聚糖制备及其结构表征以纤维素、壳聚糖为原材料,制备了 HTCC和CMC,通过设计正交实验优化HTCC和CMC的制备工艺,得出HTCC最佳制备工艺条件为:CTA用量10 mL,NaOH用量20 mL,反应温度90℃,反应时间8h;CMC最佳制备工艺条件为:NaOH用量1.4g,氯乙酸用量4.3 mL,反应温度80℃,反应时间60 min;通过红外、SEM和BET对产品进行表征,结果表明HTCC和CMC制备成功,表面吸附位点增加;通过XRD和热重分析可得,改性后的纤维素与壳聚糖结晶度降低,进而导致HTCC和CMC的热稳定性较改性前降低。2.纤维素-壳聚糖两性絮凝材料制备及其结构表征将最优条件下制备的HTCC和CMC以戊二醛为交联剂,按照1:1的比例来制备纤维素-壳聚糖两性絮凝材料;通过正交实验得出HTCC-g-CMC最佳制备工艺条件:戊二醛用量为0.35 g,pH为5,反应温度50℃,反应时间3 h;红外表征表明HTCC-g-CMC同时具有正电性季铵基团和负电性羧基,Zeta电位测定结果表明HTCC-g-CMC在酸性和碱性条件下可分别表现出不同的带电属性,说明HTCC与CMC通过缩醛反应成功接枝,得到HTCC-g-CMC产品;HTCC-g-CMC经过80天的降解,降解率达到93.7%,降解后的HTCC-g-CMC表面粗糙,出现较多孔径,说明产品HTCC-g-CMC具有较好的生物降解性。3.纤维素-壳聚糖两性絮凝材料絮凝性能评价将最优条件下制备的HTCC-g-CMC产品对高岭土悬浊液和造纸废水进行絮凝处理,探究了 HTCC-g-CMC絮凝造纸废水的絮凝机理;通过正交实验,HTCC-g-CMC絮凝高岭土悬浊液在酸性条件下最佳絮凝工艺为:pH为2,助凝剂用量为0 mL,絮凝剂用量为10 mL,搅拌时间为6 min;在碱性条件下最佳絮凝工艺为:pH为12,助凝剂用量为2 mL,絮凝剂用量为6 mL,搅拌时间为4 min,通过3次平行实验,其在酸性和碱性条件下平均浊度去除率分别为90.4%和98.9%;HTCC-g-CMC絮凝实际造纸废水,絮凝过程以粘结架桥为主要絮凝机理,造纸废水浊度和CODCr去除率分别达到90.3%和67.2%,与商业PAM絮凝效果基本相当,可考虑将其用于造纸废水的絮凝沉淀工段。
王莫茜[8]（2019）在《多功能型壳聚糖基絮凝剂的制备及其相关应用研究》文中认为在众多的水处理方法中,絮凝是一类十分重要的化学处理法,絮凝效果会直接对后续处理工艺的程序运行和最终的水质处理效果产生影响。因此,开发出高效环保且价格低廉的絮凝剂势在必行。由于传统絮凝剂存在有毒单体或重金属在水体中残留等缺陷,使得高效、经济且具有可生物降解性的壳聚糖（CTS）及其改性絮凝剂成为了研究关注的热点。论文针对天然高分子絮凝剂壳聚糖本身存在溶解性比较差、正电荷密度低等不足,为了增强絮凝剂正电性并提高其分子量,以含季铵基团的甲基丙烯酰基乙基三甲基氯化铵（DMC）和丙烯酰胺（AM）为单体,利用等离子体引发对CTS接枝共聚改性,制备出同时具有脱色、絮凝、杀菌等多重功能的壳聚糖基絮凝剂;此外,论文对目标产物的合成条件进行了单因素实验,确定了其优化制备条件,并对其分子结构和表面形貌进行了仪器表征分析;最后将聚合产物用于处理活性艳兰KN-R染料废水、高岭土悬浮液和沙门氏菌悬浮液合成废水中并进一步探讨与研究其对三种污染物的絮凝作用机理。论文的主要研究工作内容如下:（1）壳聚糖基絮凝剂CTS-g-P（AM-DMC）的合成方法与步骤为:将预定量的CTS溶解于稀乙酸中,再加入单体AM和DMC,搅拌至完全溶解后,向反应体系中通氮气30 min;将反应溶液置于等离子体点火装置中,通电引发反应,随后将其取出置于水浴振荡器中振荡一段时间;加入丙酮和乙醇提取和纯化反应产物,烘干至恒重,最终得到聚合产物CTS-g-P（AM-DMC）;对聚合产物制备条件进行优化,分别考察总单体浓度、CTS质量占总进料质量的百分比、放电功率、放电时间、后聚合温度和后聚合时间对聚合产物CTS-g-P（AM-DMC）的接枝效率及特性黏度的影响,由此确定聚合产物的优化合成条件。（2）将CTS与CTS-g-P（AM-DMC）的溶解性进行比较,结果表明经过接枝共聚改性后的CTS-g-P（AM-DMC）溶解性能得到很大的提升,pH值在6.07.0之间为部分可溶,其他pH范围内均具有良好的溶解性;此外,对聚合产物以及合成废水的Zeta电位进行测试,结果表明CTS-g-P（AM-DMC）的等电点为pH=7.9,其电性条件有利于增强其与污染物之间的电荷中和作用。（3）采用傅里叶变换红外光谱（FTIR）和核磁共振氢谱（1H NMR）对CTS-g-P（AM-DMC）、CTS、P（AM-DMC）以及混合物的官能团和结构进行分析,结果证实CTS-g-P（AM-DMC）被成功制备;采用X射线衍射（XRD）对各絮凝剂的晶体结构变化进行分析,结果表明CTS-g-P（AM-DMC）的结晶度比CTS小,因此水合能力增强,溶解性提高;热重-差热（TG/DSC）分析表明,CTS-g-P（AM-DMC）具有良好的热稳定性,可在室温下储存及应用;此外,对聚合产物的扫描电子显微镜（SEM）和分形维数进行观察分析,结果表明CTS-g-P（AM-DMC）的表面形貌呈现粗糙凸起且具有大量比表面积大的多孔结构,有利于增强其网捕卷扫性能。（4）将合成的接枝共聚产物CTS-g-P（AM-DMC）用于活性艳兰KN-R染料废水的处理中,通过研究絮凝剂投加量、水体pH值和染料初始浓度对染料废水脱色率以及COD去除率的影响及对其机理分析,确定了优化脱色条件。实验结果表明,CTS-g-P（AM-DMC）具有比CTS更优异的脱色能力,主要是因为其分子链上丰富的活性基团,为活性艳兰KN-R染料粒子提供了更多的活跃絮凝位点,增强了其脱色能力。（5）将合成得到的接枝共聚产物CTS-g-P（AM-DMC）应用于高岭土悬浮液合成废水的处理中,探究水体pH值、絮凝剂投加量和接枝率对浊度去除率的影响,确定了优化絮凝条件。实验结果表明,与P（AM-DMC）、PAM和PAC相比,CTS-g-P（AM-DMC）在最低的剂量下表现出最优异的絮凝效果;通过测试不同pH值下反应溶液的Zeta电位分析絮凝机理,实验结果表明,酸性条件下其絮凝作用中以电荷中和作用为主,而中性条件下则主要为电补丁作用和吸附架桥作用,同时也存在部分网捕卷扫作用。（6）将合成得到的接枝共聚产物CTS-g-P（AM-DMC）应用于处理沙门氏菌悬浮液,研究水体pH值、絮凝剂投加量和接枝率对沙门氏菌悬浮液浊度去除率和细菌去除率的影响,确定优化絮凝/杀菌条件。与P（AM-DMC）、PAM和1231相比,CTS-g-P（AM-DMC）体现出了出色的絮凝/杀菌性能;在CTS-g-P（AM-DMC）对沙门氏菌悬浮液的处理中,没有出现污染物“再稳定”现象,因此随后进行了电导率测定和基于荧光的细菌细胞膜完整性实验以研究其作用机理。实验结果分析表明,CTS-g-P（AM-DMC）首先通过电荷中和、吸附架桥和网捕卷扫作用对沙门氏菌进行吸引聚集,再通过其上的季铵基团改变细菌细胞膜通透性,使细胞的正常代谢和传质受阻,最终杀死细菌。
刘霜[9]（2019）在《聚合硫酸铁钛复合混凝剂的研制及处理印染废水的试验研究》文中研究指明通过优化单因素法,制备出了聚合硫酸铁钛复合混凝剂（PFTS）,常用的表征手段（FT-IR、XRD、SEM、Fe-Ferron）用于分析PFTS的特征结构,X射线光电子能谱分析（XPS）用于获得铁、钛间的协同作用机理;处理水样为某印染厂的综合排放水,产品投加量和水样pH值作为考察影响混凝效果的两种因素,混凝效果的比较对象为三种市售混凝剂（PFS、Ti（SO4）2、CPAM）;最后分析了絮体粒径(d50)、分形维数（Df）和沉降速度,从微观层面探讨了絮凝机理。本课题试验内容和试验结论如下:（1）PFTS通过酸浸氧化和碱聚阶段制备而得,制备条件主要考察了反应时间、氧化剂投加速率、SO42-/Fe、NO3-/Fe、Ti/Fe、PO43-/Fe、OH-/Fe物料比,最终选定的制备条件为,反应时间80min,浓硝酸滴加率4ml/min,SO42-/Fe、NO3-/Fe、Ti/Fe、PO43-/Fe、OH-/Fe物料比分别为0.35、0.45、1:8、0.25、0.10时,自制PFTS混凝效果最佳;（2）FT-IR分析结果表明,PFTS中含有聚合结构Fe-O-Fe、Ti-O-Fe、Fe-P、Ti-P等;XRD分析结果表明,新的晶体结构生成,呈复杂的多核羟基立体结构;XPS分析结果表明,PFTS是部分Ti原子取代产物羟基结构的Fe和P原子,形成Fe、Ti、O、P四种原子相互交联的复杂水解产物;Fe-Ferron分析结果表明,Ti/Fe比为0.125时,Feb含量最高,代表其混凝效果最好;SEM分析结果表明,PFTS具有三维空间褶皱结构,表现更大的比表面积和空隙率,混凝性能比具有平滑表面的PFS更好。各种结构表征进一步说明,引入钛离子提高了铁聚合态的优势。（3）针对影响混凝效果的两种因素（产品剂量和pH值）的试验结果表明,当PFTS剂量为25mg/L时,UV254去除率最高为86.6%,色度去除率最高为89.0%;当PFTS剂量为30 mg/L时,CODCr、氨氮、浊度去除率最高分别为84.2%、41.1%、98.3%;余铁含量基本低于生活饮用水标准（0.3 mg/L）;实际印染废水的pH落入PFTS适应的pH值范围,考虑实际应用时,无需额外调节水样的pH值。（4）四种混凝剂（PFTS、PFS、PTS、CPAM）处理印染废水的絮凝效果被分析。四中混凝剂计量分别为25.0mg/L、30.0mg/L、40.0mg/L、30.0mg/L时,印染废水UV254的最高去除率对应为86.6%、75.0%、80.2%、82.4%;四中混凝剂剂量分别为30.0m g/L、35.0m g/L、35.0m g/L、30.0m g/L时,印染废水CODCr的最高去除率对应为84.2%、75.3%、62.9%、73.2%;氨氮的去除效果不太理想,在30%左右;浊度和色度的去除效果,以PFTS的混凝表现最优。综合考虑,自制PFTS的混凝效果在较低的投量下便能实现,更高效,为实际混凝应用提供一定参考。（5）测定絮体特征（絮体粒径、分形维数、沉降速度）,以此总结和归纳实验室自制的PFTS的絮凝机理。絮体特征分析结果表明,引入钛离子使得改性聚合硫酸铁具有更强的电中和能力、吸附能力和网捕卷扫作用,产品投量与主导的混凝性能密切相关,从主导混凝性能的电性中和作用逐步过渡到电性中和和吸附网捕共同发挥混凝性能的过程,PFTS的混凝过程具有多样性,并不是某一机制单独起作用,从而表现优异的凝聚污染颗粒的效果。
宋纯利[10]（2019）在《新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理》文中研究说明印染废水已成为我国工业废水的主要排放源之一,为此,本学位论文以印染废水净化需求的发展新趋势为导向,选择来源广泛、环保无毒以及可塑性强的天然高分子棉材料为基础,通过分子和微观结构改性,实现棉的高度阳离子化,赋予其对染料的高吸附特性,以此强化对印染废水的净化处理。开展了聚阳离子棉基吸附剂合成、性能及作用机理的研究。具体的研究包括以下几个方面:第一,反应性较高阳离子度接枝棉的合成、性能及作用机理依托自主创新的专利技术,设计以三乙醇胺作为新的反应介质,降低棉的结晶度来提高接枝反应效率。将一种含有不饱和双键的反应性阳离子单体（3-氯-2-羟丙基甲基二烯丙基氯化铵）共价接枝至棉结构中,获得反应性高度阳离子化接枝棉（G-cotton）,阳离子取代度为0.067,属于较高的阳离子取代度范围。一方面,基于G-cotton高密度阳离子化的静电吸附效应,用于净化印染废水时,其吸附容量是未处理棉的145.2倍,也是目前常用活性炭吸附剂材料的15.7倍。另一方面,基于G-cotton结构中不饱和双键的可反应性,可以为下阶段进一步衍生性能更优的棉基吸附剂产品奠定扎实的基础。第二,聚阳离子棉的合成、性能及作用机理为了实现棉的聚阳离子化:将G-cotton与一种常规的阳离子单体（二甲基二烯丙基氯化铵）在棉表面进行原位共聚反应,获得一种聚阳离子棉基吸附剂（PC-cotton）。阳离子取代度为0.129,是阳离子化接枝棉G-cotton的1.9倍。吸附容量是活性炭的17.4倍,是未处理棉的160.5倍。PC-cotton结构中聚阳离子链段对水中阴离子染料产生了新的静电诱导吸引效应,加快了对染料的捕获作用,使其吸附速率比G-cotton提高了2.8倍。第三,长链烷基化聚阳离子棉的合成、性能及作用机理在同一反应体系中,将G-cotton与将一种含长链烷基的阳离子单体（十四烷基烯丙基二甲基氯化铵）进行表面自由基共聚,平行获得长链烷基化聚阳离子棉基吸附剂（LP-cotton）和聚十四烷基烯丙基二甲基氯化铵（PTADMAC）絮凝剂等两种净水剂材料。LP-cotton用于印染废水净化的吸附剂材料时,由于表面活性化的吸附效应,其吸附容量比未处理棉及活性炭分别提高了570.2倍和61.6倍,也比前期2种同系列产品即G-cotton和PC-cotton分别提高了4.7倍和3.5倍,表现出优越的吸附净水性能。组合使用LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂时,净水时间大幅缩短至10 s,使印染溶液几乎立即变得清澈,与单独使用吸附剂或絮凝剂相比,更加全面地增强了对印染废水的净化效果。第四,多维聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理将G-cotton与一种交联性阳离子单体（三甲基三烯丙基甲基氯化铵）进行表面交联共聚反应,获得多维聚阳离子化棉基吸附剂（PT-cotton）。基于聚阳离子结构的表面凝胶吸附效应,以此大幅提高了PT-cotton的吸附能力。PT-cotton的吸附容量分别比未处理棉及活性炭提高了1344.1倍及145.3倍,也分别比前期获得的3种同系列产品即G-cotton、PC-cotton及LP-cotton进一步提高了11.05倍、7.25倍及2.53倍。第五,远程诱导性聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理将G-cotton与一种含“长臂”柔性链段的阳离子单体（丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵）进行共聚反应,获得新型“长臂”柔性聚阳离子化棉PA-cotton。基于PA-cotton的柔性“远程”吸附效应,致其吸附容量分别比前期获得的4种同系列产品,即G-cotton、PC-cotton、LP-cotton及PT-cotton进一步提高了24.2倍、14.6倍、5.1倍及2.0倍。同时,PA-cotton的吸附速率也比前期获得的4种同系列产品即G-cotton、PC-cotton、LP-cotton及PT-cotton分别提高了17.9倍、6.4倍、5.2倍及34.0倍。因此,PA-cotton在提高吸附容量和吸附速率方面均实现了突破。
二、复合型絮凝剂在印染废水处理中的研究（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、复合型絮凝剂在印染废水处理中的研究（论文提纲范文）
（1）复合絮凝剂在印染废水处理中的应用分析（论文提纲范文）
| 1 无机-无机复合絮凝剂在印染废水处理中的应用 |
| 2 无机-有机复合絮凝剂在印染废水处理中的应用 |
| 3 有机-有机复合絮凝剂在印染废水处理中的应用 |
| 4 小结 |
（2）多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染概述 |
| 1.1.2 水环境质量标准 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 印染废水污染现状 |
| 1.2.2 印料废水的危害 |
| 1.2.3 印染废水常规处理技术 |
| 1.3 絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 混凝法及絮凝剂的分类 |
| 1.3.2 絮凝剂国内外研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究背景及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 多活性基团絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.2 P(AM-HFBMA)絮凝剂的合成方法 |
| 2.3 絮凝剂特性的测定方法 |
| 2.3.1 固含量的测定方法 |
| 2.3.2 阳离子度的测定方法 |
| 2.3.3 分子量的测定方法 |
| 2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 差热-热重（DSC-TGA）分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.4 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.5 核磁共振分析 |
| 2.4.6 氮气吸附-脱附测量分析 |
| 2.4.7 扫描电镜图像分析 |
| 2.5 混凝实验方法及机理分析方法 |
| 2.5.1 混凝实验方法 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 第3章 富含离子基团的微生物絮凝剂合成及其对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成条件优化 |
| 3.2.1 引发剂的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.2 MBF与AM质量比对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.3 DAC的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.4 反应温度对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.5 引发时间对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.6 p H对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.3 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的分子结构及特性研究 |
| 3.3.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂组成与结构研究 |
| 3.3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂热稳定性研究 |
| 3.3.3 MBF-g-P(AM-DAC)的合成机理 |
| 3.4 MBF-g-P(AM-DAC)对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.4.1 MBF-g-P(AM-DAC)投加量和沉降时间对刚果红去除率的影响研究 |
| 3.4.2 絮体粒径大小分布和表面特征研究 |
| 3.4.3 Zeta电位分析 |
| 3.5 MBF-g-P(AM-DAC)及其所产絮体的吸附性能 |
| 3.5.1 N_2吸附-脱附曲线(BET)分析 |
| 3.5.2 吸附等温线分析 |
| 3.6 模拟废水中刚果红去除机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 含氟碳基团的有机高分子絮凝剂合成及对多种模拟染料废水处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 P(AM-HFBMA)的合成及组成结构研究 |
| 4.2.1 P(AM-HFBMA)的合成 |
| 4.2.2 P(AM-HFBMA)的组成结构研究 |
| 4.2.3 P(AM-HFBMA)的合成机理 |
| 4.2.4 P(AM-HFBMA)的特性研究 |
| 4.3 P(AM-HFBMA)对多种染料的处理研究 |
| 4.3.1 P(AM-HFBMA)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.3.2 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3.3 p H对脱色效果的影响 |
| 4.4 P(AM-HFBMA)及其絮体的吸附特性研究 |
| 4.4.1 吸附动力学分析 |
| 4.4.2 吸附等温线分析 |
| 4.5 P(AM-HFBMA)对染料的去除机理研究 |
| 4.5.1 紫外可见吸收光谱和红外光谱分析 |
| 4.5.2 Zeta电位分析 |
| 4.6 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较及应用前景分析 |
| 4.6.1 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较 |
| 4.6.2 P(AM-HFBMA)应用前景分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果及获奖情况 |
（3）微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂概述 |
| 1.2.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.2 有机絮凝剂 |
| 1.2.3 微生物絮凝剂 |
| 1.3 微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 微生物絮凝剂的作用机理 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的应用现状 |
| 1.3.2.1 印染废水 |
| 1.3.2.2 重金属废水 |
| 1.3.2.3 食品工业废水废水 |
| 1.3.2.4 含油废水 |
| 1.3.2.5 污泥脱水 |
| 1.3.2.6 微藻采集 |
| 1.3.3 复合型微生物絮凝剂 |
| 1.3.4 微生物絮凝剂现存问题 |
| 1.4 课题研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.3 菌株 |
| 2.4 培养基 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 灭菌 |
| 2.5.2 微生物絮凝剂的制备 |
| 2.5.2.1 种子培养 |
| 2.5.2.2 摇瓶发酵 |
| 2.5.3 微生物絮凝剂的分离提纯 |
| 2.5.4 絮凝实验 |
| 2.5.5 微生物絮凝剂的稳定性分析 |
| 2.5.5.1 微生物絮凝剂的热稳定性 |
| 2.5.5.2 微生物絮凝剂的p H稳定性 |
| 2.5.6 微生物絮凝剂的组分分析 |
| 2.5.6.1 Molish反应 |
| 2.5.6.2 蒽酮反应 |
| 2.5.6.3 茚三酮反应 |
| 2.5.6.4 双缩脲反应 |
| 2.5.7 糖的定量测定 |
| 2.5.8 蛋白质的定量测定 |
| 2.5.9 红外光谱分析 |
| 2.5.10 气相色谱分析 |
| 2.5.11 pH、电导率、浊度的测定 |
| 2.5.12 钙离子硬度的测定 |
| 2.5.13 COD的测定 |
| 第三章 絮凝剂的培养基优化及稳定性研究 |
| 3.1 培养基优化 |
| 3.1.1 响应面设计 |
| 3.1.2 响应面分析结果及方差分析 |
| 3.1.3 絮凝率优化响应曲面分析 |
| 3.1.4 模型验证 |
| 3.2 絮凝活性成分分布位置的确定 |
| 3.3 微生物絮凝剂的稳定性 |
| 3.3.1 微生物絮凝剂的稳定性 |
| 3.3.2 微生物絮凝剂的p H稳定性 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 微生物絮凝剂组分研究 |
| 4.1 糖和蛋白质的定性测定 |
| 4.2 糖和蛋白质的定量测定 |
| 4.3 红外光谱分析 |
| 4.4 气相色谱分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 循环冷却水实际处理效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 动态模拟运行 |
| 5.3 现场运行效果研究 |
| 5.3.1 现场状况 |
| 5.3.2 现场运行结果 |
| 5.4 节水性分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（4）DCD-FA型和EPI-DMA型脱色剂的合成及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水的现状及处理方式 |
| 1.1.1 吸附法 |
| 1.1.2 膜分离法 |
| 1.1.3 生物法 |
| 1.1.4 化学氧化法 |
| 1.1.5 絮凝沉降法 |
| 1.2 双氰胺-甲醛型脱色絮凝剂的相关研究 |
| 1.3 环氧氯丙烷-二甲胺型脱色絮凝剂的相关研究 |
| 1.4 絮凝沉降机理 |
| 1.5 本课题的目的与意义 |
| 1.6 本课题的主要内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 DCD-FA型和EPI-DMA型脱色剂的制备 |
| 2.3.1 DCD-FA型改性脱色剂的制备 |
| 2.3.2 EPI-DMA型改性脱色剂的制备 |
| 2.4 固含量的测定 |
| 2.5 改性脱色剂的纯化 |
| 2.6 IR谱图的测定 |
| 2.7 脱色絮凝试验方法 |
| 2.8 脱色率计算方法 |
| 3 DCD-FA型改性脱色剂的合成及脱色性能研究 |
| 3.1 DCD-FA型改性脱色剂的合成条件优化 |
| 3.1.1 双氰胺与甲醛摩尔比对产品脱色性能的影响 |
| 3.1.2 反应温度对产品脱色性能的影响 |
| 3.1.3 反应时间对产品脱色性能的影响 |
| 3.1.4 双氰胺与氯化铵摩尔比对产品脱色性能的影响 |
| 3.1.5 改性剂投入量对产品脱色性能的影响 |
| 3.1.6 DCD-FA型改性脱色剂的基本性质 |
| 3.1.7 未改性与改性脱色剂在沉降时间上的对比 |
| 3.1.8 红外光谱分析 |
| 3.2 DCD-FA型改性脱色剂脱色性能的影响因素 |
| 3.2.1 搅拌条件对产品脱色性能的影响 |
| 3.2.2 絮凝温度对产品脱色性能的影响 |
| 3.2.3 染料废水浓度和脱色剂投入量对产品脱色性能的影响 |
| 3.2.4 无机盐对产品脱色性能的影响 |
| 3.2.5 pH值对产品脱色性能的影响 |
| 小结 |
| 4 EPI-DMA型改性脱色剂的合成及脱色性能研究 |
| 4.1 EPI-DMA型改性脱色剂的合成条件优化 |
| 4.1.1 环氧氯丙烷与二甲胺摩尔比对产品脱色性能的影响 |
| 4.1.2 环氧氯丙烷与二乙烯三胺摩尔比对产品脱色性能的影响 |
| 4.1.3 反应温度对产品脱色性能的影响 |
| 4.1.4 EPI-DMA型改性脱色剂的基本性质 |
| 4.1.5 未改性与改性脱色剂在沉降时间上的对比 |
| 4.2 EPI-DMA型改性脱色剂脱色性能的影响因素 |
| 4.2.1 搅拌条件对产品脱色性能的影响 |
| 4.2.2 絮凝温度对产品脱色性能的影响 |
| 4.2.3 染料废水浓度和脱色剂投入量对产品脱色性能的影响 |
| 4.2.4 pH值对产品脱色性能的影响 |
| 4.2.5 EPI-DMA型改性脱色剂与四类PAM的复配 |
| 4.2.6 无机盐对产品脱色性能的影响 |
| 小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
（5）印染废水综合净化技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水成分、危害、污染现状及处理技术 |
| 1.1.1 印染废水的成分 |
| 1.1.2 印染废水的危害 |
| 1.1.3 印染废水的污染现状 |
| 1.1.4 印染废水处理方法 |
| 1.2 印染废水脱氮净化 |
| 1.2.1 氮的来源及危害 |
| 1.2.2 物理化学脱氮方法 |
| 1.2.3 微生物脱氮方法 |
| 1.3 印染废水絮凝净化 |
| 1.3.1 絮凝剂种类 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂在印染废水处理中的应用 |
| 1.4 印染废水脱色净化 |
| 1.4.1 印染废水脱色方法 |
| 1.4.2 印染废水脱色微生物种类 |
| 1.4.3 染料微生物降解途径 |
| 1.4.4 印染废水脱色微生物的降解酶系 |
| 1.5 印染废水生物净化 |
| 1.5.1 中度嗜盐菌 |
| 1.5.2 中度嗜盐菌的抗逆性机理及渗透压补偿溶质 |
| 1.5.3 中度嗜盐菌在印染废水处理中的应用 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 2 盐单胞菌强化混合菌群脱氮处理印染废水 |
| 2.1 实验材料和试剂 |
| 2.1.1 菌株 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 样品 |
| 2.1.4 试剂 |
| 2.1.5 仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 盐单胞菌强化混合菌群脱氮方法 |
| 2.2.2 无机氮浓度测定方法 |
| 2.2.3 不同脱氮方式对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.4 发酵型碳源与非发酵型碳源对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.5 C/N对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.6 DO对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同脱氮方式对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.2 发酵性碳源与非发酵性碳源对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.3 C/N比对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.4 DO对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 印染废水絮凝剂选择及条件优化 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 样品 |
| 3.1.2 试剂 |
| 3.1.3 仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 絮凝剂絮凝方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 化学絮凝剂絮凝条件优化 |
| 3.3.2 生物絮凝剂γ-PGA絮凝条件优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 Halomonas sp. B01脱色及其偶氮还原酶基因重组研究 |
| 4.1 实验材料和试剂 |
| 4.1.1 菌株和质粒 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 试剂 |
| 4.1.4 仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 微生物脱色率测定 |
| 4.2.2 化学法脱色率测定 |
| 4.2.3 响应面优化脱色条件 |
| 4.2.4 基因克隆方法 |
| 4.2.5 azo R基因表达载体重组 |
| 4.2.6 azo R重组载体转化E.coli BL21 |
| 4.2.7 azoR基因重组子筛选鉴定 |
| 4.2.8 azoR基因重组子功能检测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Halomonas菌属高效脱色菌筛选及其脱色条件优化 |
| 4.3.2 Halomonas sp. B01 azo R重组表达 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 印染废水综合净化处理 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 样品 |
| 5.1.2 试剂 |
| 5.1.3 仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 色度测定方法 |
| 5.2.2 COD测定方法 |
| 5.2.3 悬浮物测定方法 |
| 5.2.4 氨氮浓度测定方法 |
| 5.3 印染废水成分综合处理 |
| 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 |
（6）混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 城市污水的基本情况 |
| 1.1.2 铁路废水的现状 |
| 1.2 混凝沉淀法在污水处理中的应用 |
| 1.2.1 混凝沉淀法概述 |
| 1.2.2 混凝沉淀法的影响因素 |
| 1.2.3 混凝剂的开发及混凝技术优缺点 |
| 1.2.4 新型强化混凝技术的应用研究 |
| 1.3 课题研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线及方法 |
| 第2章 试验材料与测定方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水及水质 |
| 2.1.2 试验药品 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.2 试验方法及检测指标 |
| 第3章 不同混凝剂单因素作用下单独投加处理效果研究 |
| 3.1 混凝剂单独投加投加量对污染物去除的影响 |
| 3.1.1 FeCl3处理污水效果研究 |
| 3.1.2 Al_2(SO_4)_3处理污水效果研究 |
| 3.1.3 PAC处理污水效果研究 |
| 3.1.4 PAM处理污水效果研究 |
| 3.2 本章小结 |
| 第4章 PAM与其它混凝剂复配处理生活污水的试验研究 |
| 4.1 不同混凝剂复配对污水中SS的处理效果对比 |
| 4.1.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.1.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.1.3 PAM+PAC复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.2 不同混凝剂复配对污水中COD的处理效果对比 |
| 4.2.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.2.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.2.3 PAM+PAC复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.3 不同混凝剂复配对污水中TP的处理效果对比 |
| 4.3.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.3.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.3.3 PAM+PAC复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.4 不同混凝剂复配对污水中TN的处理效果对比 |
| 4.4.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.4.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.4.3 PAM+PAC复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 PH条件对复配混凝剂处理污水效果的试验研究 |
| 5.1 PH对 PAM+FeCl_3 复配处理污染物的影响 |
| 5.2 PH对 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配处理污染物的影响 |
| 5.3 PH对 PAM+PAC复配处理污染物的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 混凝剂处理铁路三段废水试验研究 |
| 6.1 铁路隧道施工废水的来源及特性 |
| 6.2 铁路三段废水的处理方法 |
| 6.3 PAC-PAM混凝剂处理铁路废水 |
| 6.3.1 PAC-PAM混凝剂处理铁路施工废水 |
| 6.3.2 不同质量比PAC:PAM处理铁路机务段及车辆段含油废水 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论及建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）纤维素-壳聚糖两性絮凝材料制备及其处理造纸废水应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 造纸废水特点及处理现状 |
| 1.1.1 造纸废水特点 |
| 1.1.2 造纸废水常规处理方法 |
| 1.1.2.1 物理法 |
| 1.1.2.2 化学法 |
| 1.2.2.3 生物法 |
| 1.2 絮凝剂及絮凝机理 |
| 1.2.1 絮凝剂分类 |
| 1.2.1.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.1.2 有机高分子絮凝剂 |
| 1.2.1.3 微生物絮凝剂 |
| 1.2.1.4 复合型絮凝剂 |
| 1.2.2 絮凝机理 |
| 1.2.2.1 电荷中和 |
| 1.2.2.2 吸附架桥 |
| 1.2.2.3 网捕卷扫 |
| 1.3 壳聚糖季铵盐及其水处理应用 |
| 1.3.1 壳聚糖季铵盐 |
| 1.3.2 壳聚糖季铵盐制备方法 |
| 1.3.2.1 直接季铵化改性 |
| 1.3.2.2 自由基接枝共聚改性 |
| 1.3.2.3 定位接枝改性 |
| 1.3.3 壳聚糖季铵盐在水处理中的应用 |
| 1.3.3.1 饮用水净化 |
| 1.3.3.2 重金属离子吸附 |
| 1.3.3.3 染料废水脱色 |
| 1.3.3.4 造纸废水处理 |
| 1.4 羧甲基纤维素及其水处理应用 |
| 1.4.1 羧甲基纤维素结构和性质 |
| 1.4.1.1 羧甲基纤维素结构 |
| 1.4.1.2 羧甲基纤维素性质 |
| 1.4.2 羧甲基纤维素制备方法 |
| 1.4.2.1 水媒法 |
| 1.4.2.2 溶媒法 |
| 1.4.2.3 溶液法 |
| 1.4.3 羧甲基纤维素及其衍生物在水处理中的应用 |
| 1.5 论文的立题依据、研究内容及创新点 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 羧甲基纤维素、季铵化壳聚糖制备及其结构表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2.1.1 实验药品 |
| 2.2.1.2 实验仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 HTCC制备 |
| 2.2.2.2 CMC制备 |
| 2.2.2.3 Zeta电位测试 |
| 2.2.2.4 HTCC、CMC制备工艺优化 |
| 2.2.3 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 2.2.4 热重分析(TGA) |
| 2.2.5 X-射线衍射仪分析(XRD) |
| 2.2.6 场发射扫描电镜分析(FESEM) |
| 2.2.7 比表面积分析(BET) |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 正交实验结果分析 |
| 2.3.1.1 HTCC正交实验结果分析 |
| 2.3.1.2 CMC正交实验结果分析 |
| 2.3.2 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 2.3.3 热重分析(TGA) |
| 2.3.4 X-射线衍射仪分析(XRD) |
| 2.3.5 场发射扫描电镜分析(FESEM) |
| 2.3.6 比表面积分析(BET) |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 纤维素-壳聚糖两性絮凝材料制备及其结构表征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品及仪器 |
| 3.2.1.1 实验药品 |
| 3.2.1.2 实验仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 HTCC-g-CMC制备 |
| 3.2.2.2 高岭土悬浊液的絮凝方法 |
| 3.2.2.3 HTCC-g-CMC制备工艺优化 |
| 3.2.3 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 3.2.4 热重分析(TGA) |
| 3.2.5 X-射线衍射分析(XRD) |
| 3.2.6 场发射扫描电镜分析(FESEM) |
| 3.2.7 HTCC-g-CMC降解率测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 HTCC-g-CMC制备工艺优化 |
| 3.3.2 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 3.3.3 X-射线衍射仪分析(XRD) |
| 3.3.4 热重分析(TGA) |
| 3.3.5 HTCC-g-CMC降解率分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 纤维素-壳聚糖两性絮凝材料絮凝性能评价 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品与仪器 |
| 4.2.1.1 实验药品 |
| 4.2.1.2 实验仪器 |
| 4.2.2 pH对HTCC-g-CMC和高岭土悬浊液Zeta电位影响 |
| 4.2.3 PAC用量对高岭土悬浊液浊度去除率影响 |
| 4.2.4 HTCC-g-CMC絮凝工艺优化 |
| 4.2.5 HTCC-g-CMC用量对浊度和Zeta电位影响 |
| 4.2.6 HTCC-g-CMC絮凝造纸废水 |
| 4.2.7 HTCC-g-CMC絮凝机理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 pH对HTCC-g-CMC和高岭土悬浊液Zeta电位影响 |
| 4.3.2 PAC用量对高岭土悬浊液浊度去除率影响 |
| 4.3.3 HTCC-g-CMC絮凝条件优化 |
| 4.3.4 HTCC-g-CMC用量对浊度和Zeta电位的影响 |
| 4.3.5 HTCC-g-CMC絮凝造纸废水 |
| 4.3.6 HTCC-g-CMC絮凝机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）多功能型壳聚糖基絮凝剂的制备及其相关应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体中主要污染物及其危害 |
| 1.2.1 水体有机污染物 |
| 1.2.2 水体无机污染物 |
| 1.2.3 水体微生物污染物 |
| 1.3 絮凝及絮凝剂 |
| 1.3.1 絮凝技术概述 |
| 1.3.2 絮凝剂分类 |
| 1.3.3 絮凝机理 |
| 1.4 壳聚糖及其衍生物 |
| 1.4.1 壳聚糖概述 |
| 1.4.2 壳聚糖改性方法 |
| 1.4.3 合成引发方式 |
| 1.5 研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 基金支持 |
| 2 实验仪器、试剂与方法 |
| 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 CTS-g-P(AM-DMC)的结构及性能表征方法 |
| 2.2.1 合成方法 |
| 2.2.2 溶解性测定方法 |
| 2.2.3 Zeta电位测定方法 |
| 2.2.4 接枝效率测定方法 |
| 2.2.5 表征方法 |
| 2.2.6 接枝率测定方法 |
| 2.2.7 特性黏度测定方法 |
| 2.3 活性艳兰染料脱色实验 |
| 2.3.1 实验方法 |
| 2.3.2 脱色率测定方法 |
| 2.3.3 COD去除率测定方法 |
| 2.4 高岭土悬浮液絮凝实验 |
| 2.4.1 实验方法 |
| 2.4.2 浊度去除率的测定 |
| 2.5 沙门氏菌悬浮液絮凝/杀菌实验 |
| 2.5.1 实验方法 |
| 2.5.2 细菌去除率的测定 |
| 2.5.3 电导率测定 |
| 2.5.4 基于荧光的细菌细胞膜完整性实验 |
| 3 CTS-g-P(AM-DMC)的优化制备及其结构表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 CTS-g-P(AM-DMC)的合成条件优化 |
| 3.2.1 总单体浓度对接枝共聚的影响 |
| 3.2.2 CTS质量占总进料质量百分比对接枝共聚的影响 |
| 3.2.3 放电功率对接枝共聚的影响 |
| 3.2.4 放电时间对接枝共聚的影响 |
| 3.2.5 后聚合温度对接枝共聚的影响 |
| 3.2.6 后聚合时间对接枝共聚的影响 |
| 3.3 CTS-g-P(AM-DMC)的性能及表征分析 |
| 3.3.1 溶解性能 |
| 3.3.2 Zeta电位分析 |
| 3.3.3 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 3.3.4 核磁共振氢谱分析(1H NMR) |
| 3.3.5 X射线衍射分析(XRD) |
| 3.3.6 热重-差热分析(TG/DSC) |
| 3.3.7 扫描电镜图像分析(SEM) |
| 3.4 本章小结 |
| 4 CTS-g-P(AM-DMC)对染料废水的脱色性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 影响脱色效果的因素分析 |
| 4.2.1 CTS-g-P(AM-DMC)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.2.2 水体p H值对脱色效果的影响 |
| 4.2.3 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3 CTS-g-P(AM-DMC)对染料废水的脱色机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 CTS-g-P(AM-DMC)对高岭土悬浮液的絮凝性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 影响絮凝效果的因素分析 |
| 5.2.1 高岭土悬浮液pH值对絮凝效果的影响 |
| 5.2.2 CTS-g-P(AM-DMC)投加量对絮凝效果的影响 |
| 5.2.3 CTS-g-P(AM-DMC)接枝率对絮凝效果的影响 |
| 5.3 CTS-g-P(AM-DMC)对高岭土悬浊液的絮凝机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 CTS-g-P(AM-DMC)对沙门氏菌悬浮液絮凝/杀菌性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 影响絮凝杀菌效果的因素分析 |
| 6.2.1 沙门氏菌悬浮液p H值对絮凝和杀菌效果的影响 |
| 6.2.2 CTS-g-P(AM-DMC)投加量对絮凝和杀菌效果的影响 |
| 6.2.3 CTS-g-P(AM-DMC)接枝率对絮凝和杀菌效果的影响 |
| 6.3 CTS-g-P(AM-DMC)对沙门氏菌悬浊液的杀菌机理 |
| 6.3.1 电导率测定 |
| 6.3.2 基于荧光的细菌细胞膜完整性实验 |
| 6.3.3 杀菌机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读硕士学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读硕士学位期间公开国家发明专利目录 |
| C.作者在攻读硕士学位期间参加的科研课题目录 |
| D 作者在攻读硕士学位期间获奖情况 |
| E 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（9）聚合硫酸铁钛复合混凝剂的研制及处理印染废水的试验研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水排放现状 |
| 1.2 水处理中的常用混凝剂 |
| 1.2.1 有机混凝剂 |
| 1.2.2 无机混凝剂 |
| 1.2.3 复合混凝剂 |
| 1.2.4 生物混凝剂 |
| 1.3 铁盐及铁钛混凝剂的研究进展 |
| 1.3.1 铁盐混凝剂的研究现状 |
| 1.3.2 铁钛混凝剂的研究现状 |
| 1.3.3 铁钛混凝剂的制备机理 |
| 1.4 钛白粉副产物的产生与利用 |
| 1.5 试验研究的背景和内容概况 |
| 1.5.1 研究背景和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 聚合硫酸铁钛的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 PFTS混凝剂的制备 |
| 2.2.3 混凝实验 |
| 2.3 优化制备PFTS的各项反应条件 |
| 2.3.1 反应时间影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.2 浓HNO_3 投加速率影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.3 SO_4~(2-)/Fe摩尔比影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.4 NO_3~-/Fe摩尔比影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.5 Ti/Fe摩尔比影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.6 PO_4~(3-)/Fe摩尔比影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.3.7 OH~-/Fe摩尔比影响PFTS混凝效果的分析 |
| 2.4 PFTS的红外光谱分析 |
| 2.4.1 红外光谱分析目的 |
| 2.4.2 实验仪器和分析方法 |
| 2.4.3 PFTS的红外光谱图 |
| 2.5 X-射线衍射(XRD)分析 |
| 2.5.1 XRD分析目的 |
| 2.5.2 实验仪器和分析方法 |
| 2.5.3 XRD分析结果 |
| 2.6 XPS分析 |
| 2.6.1 XPS分析目的 |
| 2.6.2 实验仪器与分析方法 |
| 2.6.3 XPS分析结果 |
| 2.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.7.1 SEM分析目的 |
| 2.7.2 实验仪器与分析方法 |
| 2.7.3 扫描电镜分析结果 |
| 2.8 FE-FERRON形态分析 |
| 2.8.1 Fe-Ferron分析目的 |
| 2.8.2 实验仪器与分析方法 |
| 2.8.3 Fe-Ferron分析结果 |
| 2.9 本章小结 |
| 3 聚合硫酸铁钛(PFTS)处理印染废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验药品 |
| 3.2.2 试验设备 |
| 3.2.3 试验水样 |
| 3.2.4 絮凝搅拌 |
| 3.3 单因素试验 |
| 3.3.1 PFTS剂量的影响 |
| 3.3.2 印染废水pH值的影响 |
| 3.4 比较不同絮凝剂的处理效果 |
| 3.5 絮体特征分析 |
| 3.5.1 絮体粒径 |
| 3.5.2 絮体分形维数 |
| 3.5.3 絮体沉降速度 |
| 3.6 絮凝机理探讨 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（10）新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水污染概况 |
| 1.2 印染废水的处理方法及材料 |
| 1.2.1 絮凝沉降法 |
| 1.2.2 氧化分解法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 生化法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 本学位论文的工作构想及意义 |
| 2 反应性高阳离子度接枝棉的合成、性能及作用机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原料和仪器 |
| 2.3 实验方案设计 |
| 2.3.1 接枝阳离子单元—阳离子单元A的设计与制备 |
| 2.3.2 棉表面的接枝阳离子化工艺及净水应用 |
| 2.3.3 吸附机理研究方案 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 G-cotton的制备方法 |
| 2.4.2 G-cotton吸附性能的测试 |
| 2.4.3 G-cotton的吸附机理研究方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 反应性高阳离子度接枝棉G-cotton的制备 |
| 2.5.2 G-cotton的吸附性能 |
| 2.5.3 G-cotton的吸附机理模型 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 聚阳离子棉的合成、性能及作用机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原料和仪器 |
| 3.3 研究方案设计 |
| 3.4 实验方法 |
| 3.4.1 聚阳离子棉PC-cotton的制备 |
| 3.4.2 PC-cotton的吸附性能研究 |
| 3.4.3 PC-cotton的吸附机理研究方法 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 聚阳离子棉(PC-cotton)的合成 |
| 3.5.2 PC-cotton的结构表征 |
| 3.5.3 PC-cotton的吸附能力分析 |
| 3.5.4 PC-Cotton吸附机理模型的构建 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 长链烷基化聚阳离子棉的合成、性能及作用机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原料和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂的平行合成 |
| 4.3.2 单独使用LP-cotton吸附剂净化印染废水 |
| 4.3.3 单独使用PTADMAC絮凝剂净化印染废水 |
| 4.3.4 组合使用LP-cotton吸附剂与PTADMAC絮凝剂净化印染废水 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 LP-cotton吸附剂和PTADMAC絮凝剂的平行合成 |
| 4.4.2 单独使用LP-cotton吸附剂对印染废水的净化性能 |
| 4.4.3 单独使用PTADMAC絮凝剂对印染废水的净化性能 |
| 4.4.4 组合使用LP-cotton和 PTADMAC对印染废水的净化性能 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 多维聚阳离子化棉的合成、性能及作用机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 原料和仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的一锅法合成方法 |
| 5.3.2 PT-cotton和PTAMAC的吸附能力实验 |
| 5.3.3 PT-cotton和PTAMAC的吸附机理实验 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的一锅合成 |
| 5.4.2 PT-cotton和PTAMAC吸附剂的结构分析 |
| 5.4.3 PT-cotton和PTAMAC的吸附能力 |
| 5.4.4 PT-cotton和PTAMAC的吸附等温线 |
| 5.4.5 PT-cotton和PTAMAC的吸附热力学 |
| 5.4.6 PT-cotton和PTAMAC的吸附动力学 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 远程诱导性聚阳离子棉的合成、性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 原料和仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 PA-cotton的合成 |
| 6.3.2 PA-cotton的吸附性能 |
| 6.3.3 PA-cotton的吸附机理 |
| 6.3.4 PA-cotton的回收利用 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 PA-cotton吸附剂的合成 |
| 6.4.2 PA-cotton吸附剂的结构分析 |
| 6.4.3 PA-cotton的吸附能力 |
| 6.4.4 PA-cotton的吸附机理模型 |
| 6.4.5 PA-cotton的回收利用 |
| 6.4.6 PA-cotton净化印染废水时的微观结构转变 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 本论文的研究进展 |
| 7.2 本论文的创新点 |
| 7.3 本论文的发展趋势 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| A 主要原料 |
| B 主要仪器 |
| C 分析与表征方法 |
| 在读期间期间公开发表论文(着)及科研情况 |
四、复合型絮凝剂在印染废水处理中的研究（论文参考文献）
- [1]复合絮凝剂在印染废水处理中的应用分析[J]. 周瑶,孙姣霞,郑涵月,彭子妍,张皓,陈峻立,周雍卓. 广东化工, 2021(15)
- [2]多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究[D]. 王韬. 重庆工商大学, 2021(08)
- [3]微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究[D]. 马綦镇. 辽宁大学, 2021(12)
- [4]DCD-FA型和EPI-DMA型脱色剂的合成及性能研究[D]. 高陆玺. 辽宁石油化工大学, 2020(04)
- [5]印染废水综合净化技术研究[D]. 董文博. 大连海事大学, 2020(01)
- [6]混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究[D]. Phanvongkham Soudsaphone. 兰州交通大学, 2020(01)
- [7]纤维素-壳聚糖两性絮凝材料制备及其处理造纸废水应用[D]. 鲁慧娟. 浙江理工大学, 2020(02)
- [8]多功能型壳聚糖基絮凝剂的制备及其相关应用研究[D]. 王莫茜. 重庆大学, 2019(01)
- [9]聚合硫酸铁钛复合混凝剂的研制及处理印染废水的试验研究[D]. 刘霜. 重庆大学, 2019(01)
- [10]新型聚阳离子棉基吸附剂的合成、性能及作用机理[D]. 宋纯利. 江西师范大学, 2019(01)
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