一、水中腐植酸的臭氧化特性研究（论文文献综述）
尤雯[1]（2019）在《磁性壳聚糖接枝聚丙烯酰胺净化水中腐殖酸和微藻的研究》文中指出随着现代社会的快速发展,水源水污染问题日益严峻。以腐殖酸（humic acid,HA）为代表的有机物和铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa,MA）为代表的微藻及其分泌物（AOM）是饮用水水质安全保障的潜在威胁,对饮用水净化工艺提出了严峻考验。目前使用的多数水处理药剂在饮用水处理环节存在二次污染的风险,比如,在消毒环节,消毒剂的使用可使水体中HA和MA分泌的胞内有机物（IOM）和胞外有机物（EOM）转化为具有“三致”效应的消毒副产物（disinfection by-products,DBPs）。现有处理技术存在各种局限,因此,研发高效、低成本、低毒或无毒的新型材料成为水处理领域的热点。本研究以HA和MA为目标污染物,采用一步原位共沉淀法制备磁性壳聚糖接枝聚丙烯酰胺（MC-g-PAM）,分别探究其对HA和MA的净化效能,并采用FTIR、XRD、SEM、XPS、BET等技术手段,表征其理化特性,探究其吸附机理。以HA的吸附容量和MA的去除率为优选指标,利用正交试验确定MC-g-PAM的最佳制备方案为:Fe3+与壳聚糖质量比为3:1、壳聚糖与丙烯酰胺质量比为2:1、环氧氯丙烷用量为3 mL、晶化时间为2 h。按最佳制备方案合成的MC-g-PAM由横截面直径为5070 nm的针状聚丙烯酰胺和粒径为120300 nm的磁性壳聚糖微粒共同包覆,表面孔隙较多,且为中孔和大孔,微孔较少。主要由Fe、O、C和N元素组成,所占质量百分比分别为30.7%、41.5%,25.9%和2.9%。MC-g-PAM比表面积为27.1 m2·g-1,比饱和磁化强度为9.63 emu·g-1。MC-g-PAM对水样中的HA具有良好的净化效果,净化机制为化学吸附。MC-g-PAM投加量为0.3 g·L-1,溶液pH值为7.0时处理效果最佳。随着MA浓度从0.356 mg·L-1增加到2.869 mg·L-1,HA的去除率由80.70%下降到17.54%。在没有MA的情况下,MC-g-PAM对浓度为5 mg·L-1的HA的去除率为91.72%,吸附过程符合Langmuir等温线,为单分子层吸附,理论饱和吸附容量可达120.77mg·g-1。吸附过程符合准二级吸附动力学速率方程,在吸附反应的前15 min内,HA的吸附量就达到平衡吸附量的一半以上,且为自发进行的、无序的吸热过程。通过连续进行5次吸附-解吸-再生循环后,MC-g-PAM的吸附率仍保持在70%以上。水中的MA也可由MC-g-PAM吸附去除。MC-g-PAM投加量为0.3 g·L-1,溶液pH值为37时处理效果最佳。HA的存在会对MC-g-PAM去除MA有一定的抑制作用,且HA浓度越高,抑制作用越强。随着HA浓度从5 mg·L-1增加到30 mg·L-1,MA的去除率从71.05%下降到52.66%,而在没有HA的情况下,其去除率可达84.74%。通过对MA中叶绿素a进行吸附平衡研究,以反映出水样中MC-g-PAM对MA的吸附平衡情况。该吸附过程同样符合Langmuir等温线,Langmuir方程得出MC-g-PAM对MA中叶绿素a的最大吸附量分别为301.99（15℃）、318.63（25℃）和341.85（35℃）μg·g-1。吸附过程符合准二级吸附动力学速率方程,为自发的、无序度的吸热过程。
张怡然[2]（2014）在《预臭氧化消毒副产物生成特性和控制技术研究》文中进行了进一步梳理预臭氧化工艺具有杀菌能力强,除藻效果好,能够去除有机物等优点,在国外受到重视,并逐渐应用于实际饮用水生产过程中。而我国的研究起步较晚,多数仍处在实验室和中试阶段,在实际应用中的数据相对缺乏。在这样的大背景下,研究预臭氧化消毒副产物生成特性和控制技术,确定预臭氧化过程中溴酸盐及含碳消毒副产物（C-DBPs）和含氮消毒副产物（N-DBPs）等水质指标之间的最佳平衡点,为预臭氧化工艺的应用提供理论基础和实践经验,对优化给水厂的处理工艺,提高饮用水水质安全有着重要作用和意义。本文以天津市水源水为研究对象,研究预臭氧化工艺对消毒副产物（DBPs）的影响,得出预臭氧化的最优CT值条件,找出其对传统氯消毒副产物和新型含氮消毒副产物三氯硝基甲烷（TCNM）的控制方法。得出了以下主要结论：预臭氧化的CT值对净水效果的影响研究发现：试验原水经不同CT值条件下的预臭氧化处理后,出水的UV254值有了大幅度下降,可溶性有机碳（DOC）、三卤甲烷生成势（THMFP）和卤乙酸生成势（HAAFP）均有一定程度的下降,溴酸盐含量也均符合国家关于饮用水中溴酸盐浓度的要求。确定实验所用原水的预臭氧化最优CT值为初始臭氧浓度1.35-2.0mg/L,臭氧接触反应时间为10min,即最优CT值为13.5-20.0mg/L·min。在实际水厂生产中,低温低浊及普通水质期,可采用较低的初始臭氧投量,即1.35-1.5mg/L左右,高温高藻期,水质条件变差,初始臭氧投量可以适当提高至2.0mg/L左右。最优CT值条件下DBPs的生成特性研究表明：对于试验原水来说,MW>30kDa组分是THMs和HAAs的主要前体物质,其THMFP和HAAFP分别约占试验原水的25.14%和40.36%。MW在10-30kDa的有机物组分与氯反应具有最强的THMs和HAAs生成能力。对于预臭氧化出水来说,MW<1kDa组分对THMs和HAAs的生成量贡献最大。MW在1-3kDa的有机物组分与氯反应具有最强的THMs生成能力,而MW在3-10kDa的有机物组分与氯反应具有最强的HAAs生成能力。预臭氧化造成了大分子有机物的分解,使得NOM的MW分布向小分子迁移。向原水中加入一定量的溴化钾溶液,研究不同溴离子浓度下的原水在最优CT值处理条件下溴酸盐的生成情况,发现当试验原水溴离子浓度为143.521μg/L时,预臭氧化反应出水中溴酸盐的含量为10.402μg/L。因此,确定溴酸盐生成量超标时试验原水中溴离子的含量约为143μg/L,即当原水中溴离子浓度约为285μg/L时,在最优CT值条件下进行预臭氧化的出水中溴离子含量就有超标的危险。在此临界溴离子浓度下对预臭氧化工艺进行优化实验得出,调节原水pH至6.0,同时向原水中加入适量氨氮,预臭氧化反应20分钟后即可达到去除THMFP和HAAFP和控制溴酸盐生成的双重目的。氨基酸配水体系中TCNMFP的影响因素研究发现：甘氨酸、赖氨酸和色氨酸溶液经过预臭氧化反应后,TCNMFP的浓度均随着初始臭氧投量的提高而增加。四种氨基酸经过预臭氧化反应后,其TCNMFP浓度均随着预臭氧化反应时间的延长而升高。各种氨基酸溶液经预臭氧化反应后,初始pH对TCNMFP的影响由于氨基酸种类的不同而不同。当有亚硝酸盐存在时,四种氨基酸经过预臭氧化反应后的TCNMFP都有所上升。但是当初始亚硝酸盐浓度提高到较高水平时,整体的增加趋势并不十分显着。研究实际水体中预臭氧化工艺对TCNMFP的影响得出：对于试验原水来说,MW为1-3kDa的有机氮组分是TCNM的主要前体物质,MW在3-10kDa的有机氮组分与氯反应具有最强的TCNM生成能力。对于预臭氧化出水来说,MW<1kDa组分对TCNM的生成量贡献最大,预臭氧化对TCNM的增长作用可能就在于此部分可溶性有机碳（DON）有了生成TCNM的潜能；MW在3-10kDa、10-30kDa和>30kDa的有机氮组分与氯反应生成TCNM的能力都较强。水厂原水经预臭氧化后,TCNMFP有了显着增加。随着臭氧投量的增大,原水经预臭氧化反应后的TCNMFP先略微降低后升高。随着反应时间的延长,TCNMFP先降低后升高,在反应时间为5分钟时,TCNMFP有最小值。随着pH值的升高,预臭氧化处理后出水的TCNMFP迅速升高。强酸性环境（pH=4时）有利于控制预臭氧化处理中TCNM的生成。当试验原水中处于临界溴离子浓度条件下时,为了控制TCNM的生成,在确保溴酸盐含量不超标的前提下,可向原水中少投加或者不投加氨氮。这样,在原水处于临界溴离子浓度的情况下,既可有效控制溴酸盐的生成,也可尽量减少TCNM的生成,提高饮用水的安全性。
吴昊[3]（2014）在《分子氧对Fe@Fe2O3核壳结构纳米线去除水体中腐殖酸和六价铬的影响》文中研究说明当今世界,工业的迅猛发展带来经济高速发展和人们生活水平不断提高的同时,也带来了严重的环境水污染问题。自然水体的严重污染不仅威胁着人类的生存安全,也是经济社会可持续发展和人类健康的重大阻碍,发展高效、绿色的水处理技术刻不容缓。纳米零价铁因其原料丰富、尺寸小、还原性强、无二次污染等优良特性被广泛用于水处理,然而纳米零价铁去除水体中污染物效率受很多环境因素影响,并且其去除污染物机理还存在争议。本文选取自然水体中典型的有机污染物腐殖酸和无机污染物Cr（VI）作为目标污染物,深入研究了一种特殊的纳米零价铁（Fe@Fe2O3核壳结构纳米线）在有氧和无氧条件下去除水体中典型污染物的性能和机理。本论文首先研究了分子氧影响铁纳米线去除腐殖酸的过程及影响机制。利用3DEEM和GC-MS分析了反应过程中中间产物的变化情况,对反应过程中的铁纳米线进行XRD和FT-IR表征并测定有氧条件下反应过程中活性氧物种的生成情况。结果表明,铁纳米线在无氧条件下是通过吸附的方式去除腐殖酸,而有氧条件下铁纳米线在吸附腐殖酸的同时还伴随着活性氧物种的氧化作用,这种氧化作用使得铁纳米线在有氧条件下去除腐殖酸的速率为无氧条件下的2.5倍。本论文接下来研究了分子氧影响铁纳米线去除水体中Cr（VI）的过程中及影响机制。测定了反应过程中溶液中的亚铁、总铁、Cr（VI）和Cr（III）的含量并对反应后的铁纳米线进行SEM、XRD、XPS表征。结果表明,铁纳米线是通过吸附和还原的方式去除水体中的Cr（VI）,其中起主要作用的是Fe2+的还原作用,铁纳米线在有氧条件下去除Cr（VI）的速率较无氧条件下慢,而这种抑制作用则是由分子氧与铁纳米线作用产生超氧负离子、双氧水、羟基自由基等活性氧物种而消耗去除Cr（VI）过程中起主要作用的Fe2+而导致的。本论文详细研究了Fe@Fe2O3核壳结构纳米线在有氧和无氧条件下去除水中典型污染物腐殖酸和Cr（VI）的性能和机理。发现在去除的过程中,对于需通过氧化作用去除的污染物,分子氧对其有促进作用,而对于需通过还原作用去除的污染物,分子氧则有抑制作用。本论文不仅提供了一种去除腐殖酸的新方法、完善了铁纳米线去除Cr（VI）的机理研究,还为纳米零价铁水处理技术的深入推广奠定了坚实的理论基础。
吴悦,吴纯德,胡冰,梁佳莉[4]（2014）在《O3/GAC-常规处理珠江水系不同原水》文中研究说明以东江、西江和北江3种原水为研究对象,采用臭氧预处理-常规处理-臭氧活性炭系列处理,研究原水中有机物的去除及臭氧化副产物的产生和转化。结果表明,东江、西江和北江水中COD Mn、UV254、甲醛和溴酸盐沿各处理单元过程变化规律基本一致;COD Mn总去除率分别为60%、51%和39%,UV254总去除率分别为74%、96%和97%,最终出水甲醛浓度分别为0.004 mg/L、0 mg/L和0 mg/L,BrO-3分别为3.1μg/L、8.7μg/L和35.5μg/L;COD Mn的去除主要在预臭氧和活性炭过滤2个处理单元,预臭氧对UV254总去除率贡献最大,甲醛和溴酸盐浓度在主臭氧处理单元达到其峰值（西江甲醛除外）;氨氮和有机物浓度较低、pH值较高的北江原水,出水溴酸盐浓度最高。
高艳雄[5]（2013）在《臭氧—混凝交互作用初步研究》文中研究说明水质的污染已经成为水环境污染控制和水资源保护领域的突出问题,饮用水品质直接关系到人们的身体健康,城市供水面临着水质污染、供水水质标准提高的双重压力。微污染水源水中的主要污染物是有机化合物,其中的消毒副产物如三卤甲烷（THMs）、卤乙酸（HAAs）等物质直接危害人体健康,有效控制消毒副产物的前驱物——天然有机物（NOM）,是保障饮用水安全的重要途径,成为人们研究的热点。论文对臭氧—混凝交互作用进行了初步研究,同时对比了单独臭氧作用、单独混凝作用对天然有机物模拟水样的去除效果。以模拟天然有机物水样为研究对象,在常温、pH=7.0+0.05,不同臭氧浓度、不同混凝剂投加量的条件下对腐植酸去除效果进行了混凝烧杯实验,确定混凝剂的最佳投量；在选定的混凝剂投量（2mg/L、4mg/L）和臭氧浓度（1mg/L、2mg/L、3mg/L）下试验了臭氧—混凝联用的效果,初步探讨了二者联用的作用机理。总结得出以下结论：臭氧作用对浊度和DOC去除率很低：对UV254去除率较高,投量为2mg/L时,达到60%；投量再增加,去除效果无明显增强。混凝作用中,混凝剂形态不同对处理效果存在明显差异。PACl2.5对浊度、UV254、 DOC的去除率高于PACl2.0、PACl1.5、AlCl3,显示混凝剂铝的成分中Alb的含量越高,混凝效果越好。混凝剂投量为4mg/L时,各指标去除效果最佳,为强化混凝的最佳投量。在臭氧—混凝联用的实验中,臭氧使AlCl3和PACl2.5的混凝效果发生了改变。低臭氧投量（1mg/L）下,联用的效果好于单独混凝的效果,表明臭氧使有机物中某些基团被氧化,形成羧酸、醛等,使其更倾向于吸附在金属沉淀物和絮凝体上,臭氧降低了胶粒表面的有机物数量、破坏有机吸附层,减少了混凝作用的空间阻碍,促进了电中和作用；高臭氧投量（3mg/L）下,联用对各指标去除的促进作用减弱,对浊度、UV254、DOC的去除率有所下降,表明较高臭氧投量使更多的羧酸、醛等小分子亲水性化合物形成,制约了混凝的效果。混凝剂投量2mg/L时,臭氧的存在对AlCl3的混凝效果产生的影响大于对PACl2.5的影响,表明臭氧干扰了AlCl3的水解,AlCl3水解形态中Alb所占的比例发生了变化,最终影响混凝性能；混凝剂投量4mg/L时,臭氧的存在对AlCl3和PACl2.5的混凝效果影响较小。
彭丽,刘洁玲,杨志山[6]（2013）在《臭氧处理饮用水腐植酸效果的光谱检测比较研究》文中进行了进一步梳理以光谱法在饮用水腐植酸的检测应用比较为核心,通过臭氧对腐植酸的作用探讨了各种光谱法检测方法的差异。考察了腐植酸在光谱下的特征吸收峰,然后以TOC、UV280、UV254和UV250/UV365为指标,比较了不同臭氧氧化时间对于溶液中腐植酸芳香性、分子大小、有机物浓度等各方面的效果与差异。研究结果表明:臭氧作为氧化剂对水中溶解性腐植酸有一定的效果,对于UV254所代表的芳香性与TOC检测的一致性较好;UV250/UV365的结果显示臭氧并不能将腐植酸的大分子充分降解,与TOC、UV254一致性较好;UV280与其他指标一致性较差。臭氧预氧化在效果稳定性、反应迅速性和安全性方面有优势,适宜作为自来水预氧化工艺,对于5g/h的臭氧产量,在100mL的浓度为20mg/L的腐植酸溶液,其臭氧氧化时间取100～120s最佳。
刘岚,王刚,张坤[7]（2012）在《腐植酸的过氧化氢催化氧化特性研究》文中认为在pH=5、7、8、9四种条件下,分别以色度、UV254、TOC、CODMn为指标,分析过氧化氢氧化腐植酸的氧化效果,确定最佳pH条件,以此pH为基准,进行不加催化剂和分别投加Mn2+、Cu2+、Fe2+、O3四种催化剂条件下的过氧化氢催化氧化特行研究,运用HPLC分析考察了催化氧化前后有机物分子量分布情况。研究结果表明:腐植酸的过氧化氢氧化适于在偏酸性（PH=5）的条件下进行,用过氧化氢单独作为预处理氧化以提高水中腐植酸去除率不佳,但在催化剂的作用下过氧化氢氧化效果有了明显的提高,催化氧化效果O3最好,Fe2+次之,色度、UV254、TOC和CODMn的最大去除率分别达到O3（97.4%、90%、49.6%、18%）和Fe2+（95.5%、87%、46.2%、17%）。HPLC分析结果表明,过氧化氢催化氧化可将腐植酸大分子有机物氧化分解为小分子有机物。
宋世龙,张志强[8]（2012）在《基于臭氧氧化的垃圾渗沥液处理技术》文中提出介绍了臭氧氧化的特点和基于臭氧氧化的US+O3、O3+UV、O3+金属催化剂、O3+H2O2、O3+PAC工艺。阐述了各种处理技术的反应机理、特点和处理效果。通过分析各工艺的优缺点,分析了臭氧氧化的垃圾渗沥液处理工艺发展趋势。
李飞雄[9]（2012）在《臭氧—生物活性炭工艺用于再生水循环利用系统的水质保障技术研究》文中指出论文以再生水循环利用过程中可能富集的污染物为对象，通过对“臭氧—生物活性炭”（O3-BAC）与“强化混凝+沉淀+过滤”两种深度处理工艺进行对比实验，研究了两种工艺对水中污染物的去除特性，特别是O3-BAC工艺对水中有机物的降解过程和去除机理。通过预备实验，根据二级处理水中有机物的最佳去除，确定臭氧投加量为2mgO3/mgTOC，最佳接触时间为20min；根据水中浊度的最佳去除，确定常规深度处理混凝剂PAC投量为2535mg/L。研究表明，经O3-BAC处理之后的出水TOC平均为6.78mg/L，去除率平均为17.97%。O3-BAC处理过的水色度比较低，平均为3度左右，而经常规深度处理水的色度则颇为偏高，平均为23度。针对再生水循环利用过程中可能发生的污染物质富集问题，研究了O3-BAC工艺过程中臭氧化、活性炭床上微生物的降解以及活性炭的吸附等的协同作用，评价了O3-BAC对富集有机物的去除效果，对有机物的变化归趋进行了定性和定量分析。研究发现，经臭氧化后出水中分子量为20006000Da的高分子有机物所占比例明显减少，而分子量较小的有机物所占比例明显增加，出现分子量为20003000Da和小于500Da的两个峰值，分别占有机物总量的29.18%和35.89%。研究中发现了再生水循环利用中污水厂进水中氮和磷的富集现象。比较两种深度处理工艺对氮和磷的去除效果，对于氨氮（NH3-N），O3-BAC的处理效果受臭氧化后水中NH3-N浓度影响较大，当氨氮（NH3-N）浓度小于2mg/L时，平均去除率达到65%，而当进水NH3-N浓度大于2mg/L时，平均去除率为40%；常规深度处理的氨氮去除率为3545%。但是，O3-BAC对总氮（TN）的去除率接近20%，而常规深度处理对TN的去除率在10%左右。O3-BAC的总磷（TP）去除率也优于常规深度处理。O3-BAC工艺具有良好的有机物、色度、氮磷去除效果，是适合于再生水循环利用系统水质保障的污水深度处理工艺。
周霞[10]（2012）在《印染废水深度处理技术研究》文中进行了进一步梳理为缓解目前纺织印染企业水资源短缺和印染废水大量排放对环境造成污染的问题，本文对印染废水的深度处理工艺进行了初步研究。主要对于混凝沉淀、生物活性炭、光催化氧化、混凝沉淀-光催化氧化生物活性炭组合工艺进了试验研究和理论分析。混凝沉淀能去除印染废水二级出水中的大部分悬浮物以及部分的有机物和色度，本文选用的双氰胺脱色剂对印染废水的色度有很好的去除效果。针对山东某印染厂印染废水二级处理生化尾水，实验研究表明混凝沉淀后的出水CODCr去除率、脱色率、UV254去除率分别达到57.70%、74.73%、36.50%，不能达到回用水质的要求，但可以有效减少后续深度处理工艺污染物负荷。生物活性炭工艺以活性艳红X-3B模拟印染废水为研究对象，进行了以印染废水处理回用为目的的深度处理小试试验研究。该工艺挂膜所采用的菌为希瓦菌，这种菌是根据印染废水的特征筛选出来，具有很好的脱色效果。试验考察了该工艺的最佳工艺运行条件以及废水的最佳处理效果。试验研究表明生物活性炭抗冲击负荷能力强，最佳工艺条件为气水比1.5:1，水力停留时间3h，最佳炭层高度1000mm，稳定运行期间CODCr去除率为88.2%，色度去除率为87.4%，TOC去除率为70%，UV254)去除率为76.58%，出水CODCr和色度分别为47mg/L和56度。该工艺对实际印染废水也具有较好的处理效果。本文通过单项印染废水深度处理工艺的研究，结合武汉纺织大学已经有较成熟理论研究体系与初步工业试验成果的光催化氧化技术，提出采用混凝沉淀-光催化氧化生物活炭的组合工艺对印染废水进行深度处理：首先用混凝沉淀对印染废水进行预处理，去除部分悬浮物、有机物及色度，然后采用光催化氧化对很难被微生物降解的有机物进行处理，使有机物转变为可生物降解的中间产物，再把这些中间产物进行生化处理，从而使有机物矿化为无机物或转化为无污染的有机物。组合工艺对印染废水二级生化尾水处理CODCr、色度、TOC、UV254的去除效果分别为78.48%、86.46%、75.70%、82.52%，出水CODCr和色度分别为56mg/L和48度，对有机物和色度的去除效果都很好。
二、水中腐植酸的臭氧化特性研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、水中腐植酸的臭氧化特性研究（论文提纲范文）
（1）磁性壳聚糖接枝聚丙烯酰胺净化水中腐殖酸和微藻的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水源水中有机物的污染 |
| 1.1.2 腐殖酸的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.3 铜绿微囊藻的来源、污染现状及危害 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 腐殖酸的去除方法 |
| 1.2.2 铜绿微囊藻的去除方法 |
| 1.3 磁性壳聚糖吸附材料研究进展 |
| 1.3.1 壳聚糖的简介 |
| 1.3.2 壳聚糖的改性 |
| 1.4 吸附理论 |
| 1.4.1 吸附的分类 |
| 1.4.2 吸附等温线模型 |
| 1.4.3 吸附动力学模型 |
| 1.4.4 吸附热力学模型 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 研究方法 |
| 2.2 试验试剂与仪器设备 |
| 2.2.1 主要药品试剂 |
| 2.2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 MC-g-PAM的制备与表征 |
| 2.3.1 MC-g-PAM的制备 |
| 2.3.2 MC-g-PAM的表征 |
| 2.4 吸附试验 |
| 2.4.1 腐殖酸的吸附试验 |
| 2.4.2 铜绿微囊藻的吸附试验 |
| 2.5 测定指标与测定方法 |
| 2.5.1 腐殖酸浓度的测定 |
| 2.5.2 铜绿微囊藻的培养方法 |
| 2.5.3 铜绿微囊藻去除率的测定 |
| 2.5.4 叶绿素a(Chl-a)的测定 |
| 2.5.5 浊度的测定 |
| 第三章 MC-g-PAM的制备与表征研究 |
| 3.1 MC-g-PAM的最优制备方法 |
| 3.2 MC-g-PAM的表征与分析 |
| 3.2.1 扫描电镜分析 |
| 3.2.2 比表面积及孔径分析 |
| 3.2.3 X-射线衍射分析 |
| 3.2.4 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.2.5 能谱分析 |
| 3.2.6 磁性能分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 MC-g-PAM对腐殖酸去除性能的研究 |
| 4.1 试验条件对吸附效果的影响 |
| 4.1.1 MC-g-PAM投加量的影响 |
| 4.1.2 溶液pH的影响 |
| 4.1.3 吸附时间的影响 |
| 4.1.4 铜绿微囊藻浓度的影响 |
| 4.2 吸附等温线分析 |
| 4.3 吸附动力学分析 |
| 4.4 吸附热力学分析 |
| 4.5 MC-g-PAM对HA吸附前后对比 |
| 4.6 吸附脱附再生试验 |
| 4.7 MC-g-PAM与其他材料对腐殖酸去除效果的比较 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 MC-g-PAM对铜绿微囊藻去除性能的研究 |
| 5.1 试验条件对吸附效果的影响 |
| 5.1.1 MC-g-PAM投加量的影响 |
| 5.1.2 溶液初始pH的影响 |
| 5.1.3 腐殖酸浓度的影响 |
| 5.2 吸附等温线分析 |
| 5.3 吸附动力学分析 |
| 5.4 吸附热力学分析 |
| 5.5 MC-g-PAM对MA吸附前后对比 |
| 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 |
| 图表目录 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
| 研究生期间科研成果 |
（2）预臭氧化消毒副产物生成特性和控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 研究背景 |
| 第二节 国内外研究进展 |
| 1.2.1 臭氧预氧化对NOM及氯化消毒副产物的影响 |
| 1.2.2 臭氧消毒副产物的生成 |
| 1.2.3 饮用水典型卤化含氮消毒副产物三氯硝基甲烷 |
| 第三节 论文研究的内容、目的及意义 |
| 1.3.1 论文研究的目的及意义 |
| 1.3.2 论文研究的主要内容 |
| 1.3.3 论文的技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 第一节 实验试剂与实验仪器 |
| 2.1.1 实验水质 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 第二节 实验方法 |
| 2.2.1 预臭氧化的CT值对净水效果的影响实验 |
| 2.2.2 最优CT值条件下消毒副产物的生成特性实验 |
| 2.2.3 临界溴离子浓度下预臭氧化过程中常规消毒副产物的抑制实验 |
| 2.2.4 新型含氮消毒副产物三氯硝基甲烷的控制方法研究实验 |
| 第三节 分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定方法 |
| 2.3.2 有机物指标的测定 |
| 2.3.3 氯化消毒副产物的测定方法 |
| 2.3.4 消毒副产物生成势的测定 |
| 2.3.5 臭氧消毒副产物的测定方法 |
| 第三章 预臭氧化的CT值对净水效果的影响 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 试验介绍 |
| 3.2.1 试验原水 |
| 3.2.2 试验过程 |
| 3.2.3 分析方法及仪器 |
| 第三节 实验结果及讨论 |
| 3.3.1 预臭氧化CT值对有机物的去除效果影响 |
| 3.3.2 预臭氧化CT值对氯化消毒副产物的去除效果影响 |
| 3.3.3 预臭氧化CT值对臭氧消毒副产物的影响 |
| 3.3.4 预臭氧化最优CT值的确定 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 最优CT值条件下消毒副产物的生成特性 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 试验介绍 |
| 4.2.1 试验原水 |
| 4.2.2 试验过程 |
| 4.2.3 分析方法及仪器 |
| 第三节 基于分子量分析天然有机物生成消毒副产物的特性 |
| 4.3.1 不同分子量天然有机物组分分布 |
| 4.3.2 不同分子量天然有机物与消毒副产物的关系 |
| 4.3.3 不同分子量天然有机物紫外光谱分析 |
| 第四节 天然有机物SUVA值与消毒副产物的关系 |
| 第五节 本章小结 |
| 第五章 临界溴离子浓度下预臭氧化过程中常规消毒副产物的抑制 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 原水溴离子浓度对溴酸盐生成的影响 |
| 第三节 临界溴离子浓度下预臭氧化工艺参数的优化 |
| 5.3.1 正交实验结果 |
| 5.3.2 极差分析 |
| 5.3.3 方差分析 |
| 第四节 本章小结 |
| 第六章 新型含氮消毒副产物三氯硝基甲烷的控制方法研究 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 试验介绍 |
| 6.2.1 试验用水 |
| 6.2.2 试验过程 |
| 6.2.3 分析方法及仪器 |
| 第三节 氨基酸配水体系中水质条件对消毒副产物的影响 |
| 6.3.1 预臭氧-氯化和氯化对消毒副产物生成势的影响 |
| 6.3.2 臭氧投加量的影响 |
| 6.3.3 反应时间的影响 |
| 6.3.4 pH的影响 |
| 6.3.5 亚硝酸根的影响 |
| 第四节 实际水体中预臭氧化工艺对TCNM生成势的影响 |
| 6.4.1 最优CT值条件下TCNM的生成特性 |
| 6.4.2 不同反应条件对水厂原水消毒副产物生成势的影响 |
| 6.4.3 临界溴离子浓度下预臭氧化工艺参数的优化对TCNM生成势的影响 |
| 第五节 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 第一节 结论 |
| 第二节 主要创新点 |
| 第三节 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）分子氧对Fe@Fe2O3核壳结构纳米线去除水体中腐殖酸和六价铬的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染概况 |
| 1.2 水体中重金属污染 |
| 1.2.1 水体中重金属的来源 |
| 1.2.2 水体中重金属的危害 |
| 1.2.3 重金属污染水体修复技术 |
| 1.3 水体中腐殖质污染 |
| 1.3.1 腐殖质的种类 |
| 1.3.2 水体中腐殖质的危害 |
| 1.3.3 水体中腐殖质的治理技术 |
| 1.4 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除水体中典型污染物 |
| 1.5 分子氧对Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除水体中污染物的影响 |
| 1.6 本文的选题思路和主要类容 |
| 第二章 分子氧对Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除水体中腐殖酸的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线的制备 |
| 2.2.4 腐殖酸(HA)储备液的配制 |
| 2.2.5 有氧和无氧条件下去除腐殖酸的实验 |
| 2.2.6 羟基自由基含量的测定 |
| 2.2.7 双氧水含量的测定 |
| 2.2.8 体系中溶解性亚铁和总铁含量的测定 |
| 2.2.9 反应过程中中间产物的测定 |
| 2.2.10 反应前后总有机碳含量的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线的XRD表征 |
| 2.3.2 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线的SEM和TEM表征 |
| 2.3.3 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线在无氧和有氧条件下去除腐殖酸 |
| 2.3.4 无氧条件下Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除腐殖酸 |
| 2.3.5 有氧条件下Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除腐殖酸 |
| 2.3.6 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除腐殖酸的机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 分子氧对Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除水体中六价铬的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 K_2Cr_2O_7储备液的配制 |
| 3.2.4 1,10-邻二氮菲溶液的配制 |
| 3.2.5 二苯基卡巴肼溶液的配制 |
| 3.2.6 溶液中Cr(Ⅵ)含量的测定 |
| 3.2.7 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除Cr(Ⅵ)的实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除Cr(Ⅵ) |
| 3.3.2 体系中亚铁、总铁、Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的测定 |
| 3.3.3 分子氧对铁纳米线去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.4 分子氧影响Fe@Fe_2O_3核壳结构纳米线去除Cr(Ⅵ)的机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表及待发表论文情况 |
| 致谢 |
（4）O3/GAC-常规处理珠江水系不同原水（论文提纲范文）
| 1实验部分 |
| 1. 1实验装置 |
| 1. 2实验方法 |
| 1. 3分析方法 |
| 2结果与讨论 |
| 2. 1 3种原水采样点及其原水水质 |
| 2. 2 CODMn的去除 |
| 2. 3 UV254的去除 |
| 2. 4甲醛的控制 |
| 2. 5 Br－和Br O3－的控制 |
| 3结论 |
（5）臭氧—混凝交互作用初步研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体的污染状况 |
| 1.3 腐植酸简介 |
| 1.3.1 腐植酸的分类 |
| 1.3.2 腐植酸的危害 |
| 1.4 去除水中天然有机物的技术 |
| 1.4.1 强化混凝 |
| 1.4.2 臭氧氧化 |
| 1.4.3 活性炭吸附 |
| 1.4.4 膜技术 |
| 1.5 臭氧化技术及在饮水处理中的应用 |
| 1.6 课题研究的内容及意义 |
| 第二章 强化混凝技术机理 |
| 2.1 混凝机理 |
| 2.1.1 压缩双电层机理 |
| 2.1.2 吸附—电中和理论 |
| 2.1.3 吸附—架桥作用 |
| 2.1.4 卷扫—网捕作用 |
| 2.2 混凝剂简介 |
| 2.3 混凝剂的类型 |
| 2.3.1 无机混凝剂 |
| 2.3.2 有机混凝剂 |
| 2.3.3 生物混凝剂 |
| 2.4 混凝作用过程 |
| 2.5 混凝影响因素 |
| 2.5.1 混凝剂种类 |
| 2.5.2 混凝剂投加量 |
| 2.5.3 pH值的影响 |
| 2.5.4 温度 |
| 2.5.5 原水水质 |
| 2.5.6 水力条件 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验仪器与试剂 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.3 Ferron比色法 |
| 3.4 有机物表征参数 |
| 3.5 实验方法 |
| 3.5.1 臭氧作用 |
| 3.5.2 混凝作用 |
| 3.5.3 臭氧—混凝同时作用 |
| 第四章 不同处理方法对腐植酸的去除效果试验研究 |
| 4.1 臭氧作用对腐植酸的去除效果 |
| 4.2 强化混凝对腐植酸的去除效果 |
| 4.3 臭氧—混凝联用对腐植酸的去除效果 |
| 4.3.1 混凝剂投加量为2mg/L,对腐植酸的去除效果 |
| 4.3.2 混凝剂投加量为4mg/L,对腐植酸的去除效果 |
| 第五章 结论及建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人情况及联系方式 |
（8）基于臭氧氧化的垃圾渗沥液处理技术（论文提纲范文）
| 1 垃圾渗沥液的水质特征 |
| 2 臭氧性质及氧化原理 |
| 3 单独臭氧氧化 |
| 4 基于臭氧氧化的综合处理工艺 |
| 4.1 O3+UV |
| 4.2 US+O3 |
| 4.3 O3+PAC |
| 4.4 O3+金属催化剂 |
| 4.5 O3+H2O2 |
| 5 结论及展望 |
（9）臭氧—生物活性炭工艺用于再生水循环利用系统的水质保障技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 概述 |
| 1.1 污水资源化现状 |
| 1.1.1 污水资源化的必要性 |
| 1.1.2 国外污水资源化现状 |
| 1.1.3 国内污水资源化现状 |
| 1.2 污水再生处理技术 |
| 1.2.1 污水再生处理技术的发展 |
| 1.2.2 臭氧—生物活性炭技术 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 课题来源 |
| 2 研究内容及方法 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 西安思源学院污水再生利用系统概述 |
| 2.3 臭氧—生物活性炭实验系统 |
| 2.4 工艺试验方法 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 臭氧浓度分析 |
| 2.5.2 常规水质分析 |
| 2.5.3 循环系统中富集有机物定量定性分析 |
| 2.5.4 可生物降解溶解性有机碳（BDOC）分析 |
| 2.5.5 生物活性炭吸附量的测定 |
| 2.5.6 生物量测定 |
| 3 臭氧—生物活性炭对富集污染物的去除原理 |
| 3.1 臭氧对水中污染物的作用 |
| 3.1.1 臭氧的物化性质 |
| 3.1.2 臭氧的反应特征 |
| 3.1.3 臭氧在水溶液中的反应途径 |
| 3.2 生物活性炭作用 |
| 3.2.1 生物活性炭床的挂膜与运行 |
| 3.2.2 生物活性炭床内生物作用 |
| 3.2.3 活性炭的吸附特性 |
| 4 富集污染物去除效能研究 |
| 4.1 感观性指标的改善 |
| 4.1.1 色度的去除 |
| 4.1.2 浊度的去除 |
| 4.2 富集有机物的去除效果 |
| 4.2.1 UV_(254)的去除 |
| 4.2.2 COD 的去除 |
| 4.2.3 TOC 的去除 |
| 4.2.4 比紫外消光度（SUVA）的变化 |
| 4.2.5 生物活性炭床的 BDOC 去除效果 |
| 4.3 富集营养物的去除效果 |
| 4.3.1 NH_3-N 和 TN 的去除 |
| 4.3.2 TP 的去除 |
| 4.4 O_3-BAC 处理的水质保障作用分析 |
| 4.4.1 O_3氧化作用机理 |
| 4.4.2 BAC 的生化反应特性 |
| 4.5 小结 |
| 5 生物活性炭的污染物吸附及转化特性研究 |
| 5.1 微生物作用下氮的转化规律 |
| 5.2 活性炭的吸附能力评价 |
| 5.2.1 活性炭表面氧化改性 |
| 5.2.2 基于碘值的吸附能力表征 |
| 5.2.3 基于苯酚吸附量的吸附能力表征 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）印染废水深度处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水处理的发展及应用现状 |
| 1.2 印染废水深度处理工艺 |
| 1.2.1 混凝沉淀法 |
| 1.2.2 电化学氧化法 |
| 1.2.3 光催化氧化法 |
| 1.2.4 臭氧氧化法 |
| 1.2.5 生物活性炭法 |
| 1.3 印染废水深度处理回用存在的问题 |
| 1.4 课题研究意义与目的 |
| 1.5 课题研究内容 |
| 2 印染废水混凝沉淀深度处理 |
| 2.1 试验条件 |
| 2.1.1 试验污水水质 |
| 2.1.2 试验测试项目及方法 |
| 2.2 混凝沉淀试验结果及分析 |
| 2.2.1 最佳复配混凝剂剂量的确定 |
| 2.2.2 混凝剂的投加方式对混凝沉淀效果的影响 |
| 2.2.3 pH 对混凝沉淀效果的影响试验 |
| 2.2.4 搅拌方式对混凝沉淀效果的影响试验 |
| 2.2.5 沉淀时间对混凝沉淀效果的影响试验 |
| 2.2.6 混凝沉淀试验的 GT 值计算 |
| 2.3 小结 |
| 3 印染废水生物活性炭深度处理 |
| 3.1 试验条件及方法 |
| 3.1.1 试验装置 |
| 3.1.2 试验用水 |
| 3.1.3 高效脱色菌种的来源 |
| 3.1.4 水质分析方法及仪器 |
| 3.2 生物活性炭装置的挂膜与稳定运行 |
| 3.2.1 生物活性炭柱的挂膜 |
| 3.2.2 生物活性炭柱的正常运行 |
| 3.2.3 生物活性炭柱的反冲洗 |
| 3.3 生物活性炭柱运行工艺分析 |
| 3.3.1 容积负荷对处理效果的影响 |
| 3.3.2 不同水力停留时间的影响 |
| 3.3.3 不同气水比对处理效果的影响 |
| 3.3.4 不同炭层高度的影响 |
| 3.4 生物活性炭稳定运行对印染废水中污染物的去除效果分析 |
| 3.4.1 对 CODCr的去除效果 |
| 3.4.2 对 TOC 的去除效果 |
| 3.4.3 对 UV254的去除效果 |
| 3.4.4 对色度的去除效果 |
| 3.5 生物活性炭工艺对实际印染废水的处理效果 |
| 3.6 小结 |
| 4 印染废水深度处理组合工艺提出及运行成本估算 |
| 4.1 光催化氧化技术对印染废水深度处理应用 |
| 4.2 印染废水深度处理组合工艺的提出 |
| 4.3 组合工艺初步运行条件 |
| 4.3.1 试验污水水质 |
| 4.3.2 试验装置及参数 |
| 4.4 组合工艺处理效果分析 |
| 4.4.1 化学需氧量（CODCr）的去除效果 |
| 4.4.2 总有机碳（TOC）的去除效果 |
| 4.4.3 UV254 的去除效果 |
| 4.4.4 色度的的去除效果 |
| 4.5 经济技术分析 |
| 4.5.1 投资费用估算及效益分析 |
| 4.5.2 技术经济评价 |
| 4.6 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、水中腐植酸的臭氧化特性研究（论文参考文献）
- [1]磁性壳聚糖接枝聚丙烯酰胺净化水中腐殖酸和微藻的研究[D]. 尤雯. 苏州科技大学, 2019(01)
- [2]预臭氧化消毒副产物生成特性和控制技术研究[D]. 张怡然. 南开大学, 2014(04)
- [3]分子氧对Fe@Fe2O3核壳结构纳米线去除水体中腐殖酸和六价铬的影响[D]. 吴昊. 华中师范大学, 2014(10)
- [4]O3/GAC-常规处理珠江水系不同原水[J]. 吴悦,吴纯德,胡冰,梁佳莉. 环境工程学报, 2014(02)
- [5]臭氧—混凝交互作用初步研究[D]. 高艳雄. 山西大学, 2013(01)
- [6]臭氧处理饮用水腐植酸效果的光谱检测比较研究[J]. 彭丽,刘洁玲,杨志山. 绿色科技, 2013(03)
- [7]腐植酸的过氧化氢催化氧化特性研究[J]. 刘岚,王刚,张坤. 北方环境, 2012(06)
- [8]基于臭氧氧化的垃圾渗沥液处理技术[J]. 宋世龙,张志强. 环境卫生工程, 2012(04)
- [9]臭氧—生物活性炭工艺用于再生水循环利用系统的水质保障技术研究[D]. 李飞雄. 西安建筑科技大学, 2012(02)
- [10]印染废水深度处理技术研究[D]. 周霞. 武汉纺织大学, 2012(11)