一、我国制革工业废水处理技术评述（论文文献综述）
李涛[1]（2021）在《应用于废水处理的磁性分离新技术研究》文中认为重金属铬（Cr）是一种对人体健康危害极大的致癌物质,水系中超标的铬也会对水生生物造成极大的危害。我国是一个铬矿产资源贫乏的国家,制革企业每年产生大量的含铬废水和含铬固体危险废弃物,造成严重的铬资源浪费和由铬引起的环境污染。河北省开始执行《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准GB 30486-2013》,该标准将总铬排放标准从1.5 mg/L减小到0.5 mg/L。目前,制革企业处理含Cr（Ⅲ）废水的方法难以使处理后废水出口总铬浓度小于0.5 mg/L,同时还会产生大量的含铬危险废弃物,铬资源也不能回收。本论文提出了一种用磁性Fe3O4纳米颗粒处理制革含Cr（Ⅲ）废水的新机理,设计制造了一种新型钕铁硼（Nd-Fe-B）高强磁棒式磁分离器,系统地研究了磁性Fe3O4纳米颗粒处理制革含Cr（Ⅲ）废水工艺,开展了实验室规模和中试规模制革含Cr（Ⅲ）废水处理实验,建成了制革含Cr（Ⅲ）废水处理示范工程。提出了一种新的去除制革含铬废水中Cr（Ⅲ）的“Fe3O4-Cr（OH）3”团簇机理。这种机理跟传统的吸附机理有着本质的区别,其对Cr（Ⅲ）具有高选择性和超高的捕获容量。磁性Fe3O4纳米颗粒和“水合Cr（OH）3胶体团簇”结合形成“纳米团簇”的数目和尺寸不受磁性纳米颗粒比表面积的限制,因而理论上来说磁性纳米颗粒对“水合Cr（OH）3胶体团簇”的捕获容量是无限的,其对Cr（Ⅲ）的分离效率是巨大的,所以才能够实现对废水中Cr（Ⅲ）如此大的捕获容量。在pH 8时,表面裸露磁性Fe3O4纳米颗粒对Cr（Ⅲ）的最大捕获容量为452.6mg/L。设计制造了一种新型的钕铁硼（Nd-Fe-B）高强磁棒式磁性分离器。磁性分离器主体是由呈正三角形垂直排列的磁棒组成。该磁性分离器具有体积小、处理量大、能耗低等优点,能在不移动磁棒的情况下实现磁棒表面的清洁。采用加入磁性Fe3O4纳米颗粒的水作为模拟液,研究了磁性分离器捕获磁性Fe3O4纳米颗粒的效率。当磁性Fe3O4纳米颗粒浓度小于400mg/L、流速小于18 L/h、磁棒间距小于30 mm时,在3小时内,磁性分离器对磁性Fe3O4纳米颗粒的捕获率大于99.4%。在此基础上,设计制造了处理量分别为2-5 m3/h和10-15 m3/h的中试和示范工程规模的磁性分离器。进行连续流动处理制革含Cr（Ⅲ）废水实验室规模实验,磁棒间距30mm,入口流速18 L/h,两级处理后废水总铬浓度降低至0.2 mg/L左右,满足排放标准。用10%的次氯酸钠（NaClO）溶液对使用后的磁性Fe3O4纳米颗粒进行再生,可实现对磁性Fe3O4纳米颗粒接近100%再生和对废水中的铬99%以上回收,无危险废弃物产生。再生磁性Fe3O4纳米颗粒循环用于制革含Cr（Ⅲ）废水处理,处理后废水总铬浓度稳定小于0.5 mg/L。中试实验以2 m3/h的流速运行,每天工作8小时,每4小时启动原位清洁装置清洗磁棒,连续运行15天。处理后废水总铬浓度稳定小于0.5 mg/L。示范工程以10 m3/h的流速运行,连续7天间歇和连续稳定运行,全程处理后废水总铬浓度低于0.5 mg/L。建成了与示范工程配套的生产量为300 kg/天的磁性Fe304纳米颗粒生产线和处理量为300kg/天的“磁-铬”解离生产线。此外,传统废水处理技术难以使油田采出水COD小于50mg/L,或者成本很高。本论文提出了用磁性Fe3O4-IDA-Cu2+纳米颗粒去除经传统废水处理工艺处理后的油田采出水COD新机理。将磁性分离器用于去除COD的连续流动实验,COD去除率可达66.7%,处理后油田采出水COD稳定小于50 mg/L。使用后的磁性Fe3O4-IDA-Cu2+纳米颗粒能再生循环回用,再生循环回用6次,出口 COD浓度稳定小于50 mg/L。
孙正[2]（2021）在《皮革废水对市政污水处理厂的影响研究和应对措施》文中指出本研究以典型的制革废水集中处理厂处理后的废水和生活污水混排进入市政综合污水处理厂为研究对象,探究了皮革废水对实际市政污水厂运行的影响并提出相应的应对措施。研究结果发现皮革废水的高COD和NH3-N对活性污泥法造成较大影响,极高的COD和TDS浓度会引起微生物群落平衡的紊乱,在进水C/N比为3.43的情况下,系统对总氮（Total nitrogen,TN）和NH3-N的去除率仅为44.8%和54.3%。处理后的皮革废水与生活污水混合处理是进一步合理降低污水污染负荷的路径,但因存在大量染色剂作为不可降解COD,不可作为反硝化碳源,导致市政污水处理厂进水生物需氧量（Biological oxygen demand,BOD）和COD的比值（BOD/COD）比不足,针对此问题进行了试验分析,探寻在后期涉及改造后的可行路径,结果如下:1.采用外加碳源试验探究有活性污泥条件下外加碳源和特种反硝化菌对反硝化提升的效果,从试验结果来看,投加和未投加特种反硝化菌对TN的平均去除率为73.76%和68.97%,特种反硝化菌对增加皮革废水的反硝化效率并不明显,在实际生产过程中调整优化碳源投加量可确保TN达到15 mg/L的排放要求,对于TN的去除,应考虑侧重于外源碳源的添加和生化工艺的指标控制。2.使用四相催化氧化工艺和活性焦四级吸附两种高级氧化工艺对综合污水处理厂的生化二沉池出水进行小试,以分析COD在此深度处理工艺下进一步降解情况,结果表明两个工艺对COD的去除均有良好的效果,平均去除率分别达到60%和89%,均可满足COD降至50 mg/L达标排放的要求,同时四相催化氧化对SS和色度也有很好的去除效果,但活性焦吸附工艺随着反应时间,吸附效率逐渐下降,应考虑在实际运用中严格针对此两项工艺的改造投入和运营成本进行分析测算,从实际出发,减少达标排放情况下的运行成本。综上所述,皮革废水对市政污水厂的影响主要表现为高COD和NH3-N对传统活性污泥法去除率的降低,导致两级污水处理厂常规工艺处理后TN和COD无法达标,其中TN指标可采用外源碳源作为BOD/COD比的有效调解手段,确保反硝化效率,同时四相催化氧化工艺和活性焦吸附对于难降解COD的进一步去除具有良好效果。
陈柱良[3]（2020）在《SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水》文中研究表明当前,由于我国城市的发展以及工业化进程的加快,皮革制品已经成为人们生活中必不可少的一部分。在制革工业的快速发展的过程中,产生了大量的含铬制革废水,若这些废水未经处理排入自然界中,将会对生态环境和人类健康造成严重影响。因此,这些废水亟需进行有效的处理。利用序批式活性污泥法（SBR）处理含铬制革废水时,虽然可以对废水中的大量污染物实现高效降解;但反应器内部活性污泥六价铬冲击后,其对废水中的污染物降解效率下降,导致出水中仍然含有一定浓度的污染物。正渗透（FO）工艺作为一种新型的膜分离技术,其具有低能耗、低膜污染趋势等特点;其已被广泛应用于海水淡化、重金属废水处理、城市污水处理等领域。但FO工艺在长期处理工业废水的过程中,会使膜表面产生较为严重的膜污染,从而导致水通量下降、膜清洗频率增加以及膜寿命的减少,因此若利用FO工艺处理工业废水时需对其膜污染进行控制。本研究尝试将SBR工艺与FO工艺相结合,形成SBR-FO耦合工艺用于处理含铬制革废水。该耦合工艺利用FO工艺作为SBR工艺的深度处理,提高了SBR工艺的出水水质;同时SBR工艺作为前处理设施,可以对废水中大量的污染物进行降解,从而缓解后续FO工艺的膜污染。本研究主要考察了SBR工FO工艺以及SBR-FO耦合工艺在处理含铬制革废水过程中的除污效能;以及在含铬制革废水长期冲击下,SBR-FO耦合工艺内部活性污泥各项特性变化对FO膜水通量与膜污染的影响。主要结论如下:（1）利用SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水进行处理时,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,其对NH4+-N的去除效率始终维持在85%以上;对废水中的COD、正磷酸盐以及六价铬的去除效率随着进水六价铬浓度提高,均维持在95%以上,相比SBR工艺以及FO工艺对含铬制革废水的处理效率均有较大提高。（2）在SBR-FO耦合工艺的运行过程中,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,活性污泥的MLSS和SOUR值均呈逐渐下降趋势,SVI值呈逐渐上升趋势。这导致后续FO工艺原料液中存在有少量活性污泥絮体以及少量污染物,进而造成了不可避免的膜污染。通过水通量测试以及对膜表面SEM分析发现,耦合工艺相比FO工艺单独处理含铬制革废水而言,耦合工艺中膜表面的污垢层相对较薄,其结构较为松散,对水通量影响相对较小,导致耦合工艺废水回收利用效率高于FO工艺。综上所述,SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水的处理效果相比SBR工艺以及FO工艺均有较大提升;此外其在水回收利用效率以及膜污染趋势上也优于FO工艺,可为实际含铬制革废水处理提供依据。
陈瑶[4]（2020）在《有机改性磁性碳复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅲ）的吸附研究》文中提出21世纪以来环境安全问题已成为全球各个国家亟待解决的热点问题。近些年,我国各地重金属污染事件频发,已经严重威胁到人们生命安全,如何严格监管重金属废水的排放和高效的去除水中重金属物质已变得极为迫切。重金属铬作为主要的污染物质之一,被大量应用于制革、冶金、电镀以及金属加工等领域。水体中常见铬分为Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）,其中Cr（Ⅵ）毒性较大,能够造成遗传性基因缺陷,致癌,并且对环境有持久危险性。Cr（Ⅲ）毒性仅为Cr（Ⅵ）毒性的百分之一,因此被许多工业企业大量使用。因为Cr（Ⅲ）具有累积性,大多数工业废水包含有机络合剂、染料以及大量其他金属物质,增加去除难度,使得Cr（Ⅲ）能够长期稳定存在,同时更加容易转化成危害更大的 Cr（Ⅵ）。本研究分别制备了二乙烯三胺改性磁性碳基材料（Fe3O4@C@DETA）、壳聚糖改性磁性碳基材料（Fe3O4@C@CS）和铬印记乙二胺四乙酸介孔磁性碳基材料（Cr-ⅡMCE）三种复合吸附材料,对不同复杂水体环境下Cr（Ⅲ）的去除进行了系统研究。研究包含污染物浓度因素、接触时间影响、pH变化因素、不同阳离子影响、不同络合剂影响以及吸附再生等实验。同时通过FTIR、Raman、VSM、XRD、XPS、SEM、TEM、Zeta、TGA、BET 等多种表征手段对三种复合吸附材料结构和表面特性进行系统分析,并对其吸附机理进行深入探究。主要得到以下的结论:（1）Fe3O4@C@DETA 对水中 Cr（Ⅲ）以及 Cr（Ⅲ）/EDTA 去除利用二茂铁制备磁性碳基材料（Fe3O4@C）,通过二乙烯三胺（DETA）改性Fe3O4@C制备出Fe3O4@C@DETA复合吸附材料。通过多种表征手段证明DETA已成功负载,并且通过外加磁场进行分离回收。在pH=3.0,反应温度为25℃,投加量为0.4g/L时,Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅲ）/EDTA的吸附等温线符合Langmuir模型,理论最大吸附量分别为44.74 mg/g和47.27 mg/g。吸附动力学符合拟二级动力学模型。结合吸附实验结果和XPS表征分析,Fe3O4@C@DETA主要通过配位作用对Cr（Ⅲ）进行去除,对Cr（Ⅲ）/EDTA的吸附主要通过材料表面-NH3+的静电作用和配位作用完成对Cr（Ⅲ）去除。四次吸附脱附循环后,Fe3O4@C-DETA对水中Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅲ）/EDTA仍具有较高的吸附效率。（2）Fe3O4@C@CS 对水中 Cr（Ⅲ）-EDTA 去除利用壳聚糖（CS）作为功能单体,制备CS改性Fe3O4@C复合吸附材料（Fe3O4@C-CS）。结合表征结果表明,Fe3O4@C已经成功被CS功能化,在pH=4.0,反应温度为25℃,投加量为0.4 g/L时,吸附等温线符合Langmuir模型,理论最大吸附量为12.63 mg/g,吸附动力学符合拟二级动力学模型,通过热力学研究表明对Cr（Ⅲ）-EDTA的吸附行为是自发进行的吸热过程。结合吸附实验结果和XPS表征分析,静电吸附和配位作用是Fe3O4@C-CS吸附剂对水中Cr（Ⅲ）-EDTA去除的主要机制。四次吸附脱附循环后,Fe3O4@C-CS对水中Cr（Ⅲ）-EDTA仍具有96.1%以上的吸附效率。（3）Cr-ⅡMCE对水中Cr（Ⅲ）选择性去除通过离子印迹法制备对Cr（Ⅲ）具有选择性吸附的Cr-ⅡMCE复合吸附材料。通过表征结果表明,Cr-ⅡMCE比表面积高达542.10 m2/g,具有良好的介孔结构。在pH=3.0,反应温度为25℃,投加量为0.4 g/L时,吸附等温线符合Langmuir模型,理论最大吸附量为21.56 mg/g,吸附动力学符合拟二级动力学模型,并且能够在20 min内快速达到吸附平衡,通过热力学研究表明对Cr（Ⅲ）的吸附行为是自发进行的吸热过程。Cr-ⅡMCE对Cr（Ⅲ）的吸附能力明显高于其他金属离子,在多金属混合溶液中其相对选择性因子均大于1,表明对Cr（Ⅲ）具有一定的选择吸附性。结合吸附实验结果和XPS表征分析,配位作用是Cr-ⅡMCE吸附剂对水中Cr（Ⅲ）去除的主要机制。四次吸附脱附循环后,Cr-ⅡMCE对水中Cr（Ⅲ）仍具有96.88%以上的吸附效率。Fe3O4@C@DETA对复杂重金属废水中Cr（Ⅲ）以及Cr（Ⅲ）/EDTA具有较高的去除效率,Fe3O4@C@CS可以去除废水中稳定存在的络合态Cr（Ⅲ）-EDTA,Cr-ⅡMCE可以在多种重金属离子共存环境下对Cr（Ⅲ）的去除具有高效选择性,同时可以有效去除稳定存在的络合态Cr（Ⅲ）。三种复合吸附材料具有良好的磁分离特性和再生利用性。
陈磊[5]（2019）在《Ce-Mn/Al2O3催化剂的制备及其深度处理皮革废水的研究》文中指出随着环保要求的提高以及《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准》（GB30486-2013）的颁布和实施,皮革废水处理出水的COD、氨氮往往无法满足排放标准的要求。Fenton氧化技术对皮革废水具有较好处理效果,但Fenton法对pH的要求很严格,H2O2和亚铁离子的耗量较大,易产生大量含铁污泥。为此,本研究制备了几种颗粒状类Fenton催化剂并将其运用于皮革废水的深度处理研究,考察并优化了催化剂制备工艺以及非均相类Fenton催化氧化反应条件,最后通过所构建的非均相类Fenton+BAF反应装置联合深度处理皮革废水,探索工程应用的可能性,从而为非均相催化剂在实际工程运用提供参考。（1）载体对比实验表明最佳催化剂载体为活性氧化铝球,催化剂制备过程因素影响程度大小为煅烧温度>煅烧时间>浸渍液Ce含量>浸渍液Mn含量,通过单因素实验和正交实验优化得到的催化剂最佳制备条件为煅烧温度300℃,煅烧时间4 h,浸渍液Mn含量2.5%,浸渍液Ce含量1%,此时COD平均去除率为67.20%。（2）针对Ce-Mn/Al2O3催化降解皮革废水的过程,利用Box-Behnken响应曲面法建立响应曲面模型,在非均相类Fenton反应体系中4个影响变量对COD值的影响顺序为初始pH>H2O2投加量>催化剂投加量>反应时间,所得到的二次响应曲面模型拟合度高(R2adj=0.9349),最佳反应条件为:催化剂投加量56.63 g/L,H2O2投加量280.88 ppm,初始pH 3.51,反应时间2 h,在此条件下COD去除率高达80.94%,响应曲面图显示催化剂在pH为37的条件下均能达到65%以上的COD去除率,其催化氧化降解过程符合二级反应动力学模型。（3）构建非均相类Fenton+BAF反应装置联合处理皮革生化出水,在不调节原水pH的条件下进行连续流实验,进水流量为12.5 L/h,非均相Fenton装置水力停留2 h,BAF装置水力停留4 h,连续反应2周运行效果良好,催化剂过水量达到0.84 m3/kg,此时的出水COD浓度60.48 mg/L,NH4+-N浓度5.1mg/L,色度<30倍,出水满足《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准》（GB30486-2013）表2标准;活性金属组分浸出实验中,锰离子最大浸出浓度为0.67 mg/L,铈离子最大浸出浓度为0.36 mg/L,低于排放标准,催化剂二次污染较小,具有一定的工程实用性。
徐永波[6]（2019）在《臭氧预处理实际工业废水的研究》文中研究表明我国水资源地域分布不均匀,同时人均水资源处于世界平均水平之下,工业废水对水资源的污染更加剧了我国水资源短缺的情况,造成了我国用水困难的现状。工业废水一直是水处理过程中的难题,发达国家平均处理率也仅有60%-70%,传统的生物法、化学法无法很好的进行处理。本文通过实验从p H值、Fe2+和H2O2两种O3引发剂、活性炭三个角度,对四种实际工业废水（四甲氧基硅烷废水、电池浸泡液、二苯甲酮废水和氟硅酸钠废水）的处理方案进行了研究。通过探究不同初始p H值（p H=2.0,4.0,7.0,10.0,12.0）条件下对臭氧处理工业废水的影响,分别对四种废水进行了研究,四甲氧基硅烷废水、电池浸泡液、二苯甲酮废水均在p H=12.0,反应2h,臭氧总投加量为2.8 g/L时达到最佳COD去除率,分别为66.5%,31.5%,76.1%,氟硅酸钠废水在p H=2,反应2 h,臭氧总投加量为2.8 g/L时,达到最佳COD去除率83.3%。通过探究两种引发剂(Fe2+和H2O2)对臭氧的引发作用,从原水初始p H值和前面得出最佳p H值下得出最佳投加量后,探究不同废水中,初始p H值对引发剂作用影响后,最终确定最佳条件,并据此拟合出反应方程,臭氧总投加量为2.8 g/L,其中四甲氧基硅烷废水在初始p H=12.0,Fe2+投加200 mg/L时,COD去除率可达71.3%;在初始p H=12.0,H2O2投加2 m L/L时,COD去除率可达73.3%。电池浸泡液在初始p H=12.0,Fe2+投加300 mg/L时.COD去除率可达33.6%;在初始p H=12.0,H2O2投加4 m L/L时,COD去除率可达42.9%。二苯甲酮废水在初始p H=12.0,Fe2+投加500mg/L时,COD去除率可达82.1%;在初始p H=12.0,H2O2投加2 m L/L时,COD去除率可达80.2%。氟硅酸钠废水在原水p H=0.84,Fe2+投加200 mg/L时,COD去除率可达92.9%;在初始p H=12.0,H2O2投加2 m L/L时,COD去除率可达95.2%。通过探究活性炭对臭氧的催化作用,从不同投加量和最佳投加量下不同p H值进行对比,最后得出活性炭投加量与臭氧处理效果成正相关。四甲氧基硅烷废水在初始p H=12,活性炭投加10 g/L时,COD去除率可达72.8%;电池浸泡废水在初始p H=12,活性炭投加10 g/L时,COD去除率可达44.2%;二苯甲酮废水在初始p H=12,活性炭投加10 g/L时,COD去除率可达80.6%;氟硅酸钠废水在原水p H=0.84,活性炭投加3 g/L时,COD去除率可达97.6%。
郭丽芹[7]（2019）在《制革白湿皮废料制备明胶及混合废水处理》文中研究说明皮革工业是中国轻工业的支柱产业之一,但是在其生产制备过程中会产生大量的废水,制革白湿皮废料及其他废弃物。皮革行业因其工艺不同导致废水出现水质与水量的变化差异,处理工艺不同也导致了其产生的污染物成分比较复杂,属于高浓度难降解有机工业废水。制革厂原有传统的生化处理工艺不能达到《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准》（GB 30486-2013）的要求。皮革废水处理厂的处理工艺面临优化和转型的问题。废旧皮料作为固体垃圾进行处置,既增加了企业成本,也造成了巨大的资源浪费。而明胶在食品加工,药物生产,化妆品添加和照相领域都有十分普遍的应用,采用未经铬鞣的白湿皮废料制备明胶产品实现了资源的充分利用。本课题以山东某制革厂制革废水处理为例,该制革厂内堆积有大量的废旧皮料待处理;制革废水经原废水处理工艺处理后的出水CODCr、氨氮等指标不能达到现行的排放标准要求。因此本课题通过制革白湿皮废料制备明胶实现皮料的资源化利用,筛选了明胶制备工艺及条件;对制革厂原废水处理工艺进行优化,采用A/O-MBR工艺代替原生化处理工艺,并考察了 HRT对生化处理效果的影响;对制革与明胶废水采用分流处理的工艺使制革厂废水达标排放。研究结果表明,采用碱酸法制备明胶的品质优于酸法和碱法,制备明胶的最优条件为:1.5mol/L的氢氧化钠;碱处理12h;酸处理3h。得到明胶产品的黏度为6.95 mPa·s,明胶提取率为35%。明胶废水进行混凝预处理后水质CODCr为2048 mg/L、氨氮为15.05mg/L、总氮为254.9mg/L可以进行后续生化处理。将A/O池HRT调节为12 h时能够到达MBR池进水水质要求,此时CODCr去除率为82.4%,总氮的去除率为46.09%,氨氮的去除率为51.04%;MBR池调节水力停留时间为24h时,CODCr去除率达到91.13%,总氮去除率达到77.78%,氨氮去除率达到81.73%,能够保证最终出水水质CODCr≤65 mg/L、氨氮≤25 mg/L、总氮≤40 mg/L,达到制革工业现有GB30486-2013排放标准,在此基础上进行了 A/O池与MBR池构筑物的设计,对改造后的污水处理工艺的运行成本进行了核算,并且对经济环境损益进行了分析。
张成凯[8]（2018）在《制革废水中铬的脱除及回收的研究》文中研究说明我国是皮革生产大国,每年废水排放量达到2×108 t以上,制革废水平均含铬量在30 mg/L以上,远远大于废水排放标准。随着废水“零排放”理念的提出和环境法规的逐步完善,含铬废水的资源化处理,已成为影响制革行业生态文明建设和可持续发展所必须解决的重大问题。因此,实现制革废水铬资源化回收,对制革含铬废水中铬的资源化利用与环境的保护具有重大意义。本课题通过利用重金属捕集剂与絮凝剂联用技术,对铬鞣含铬废水进行脱铬研究,考察了捕集剂种类、捕集剂加入量、pH、反应温度、絮凝剂含量、助凝剂含量、沉降时间对制革含铬废水脱铬效率的影响。实验结果表明,最佳脱铬条件为在pH=9,反应温度为50℃下,加入90 mg/L的LX-Y803型重金属捕集剂,反应15 min,加入2.5 mg/L的PAM和0.2 mg/L的PAC,静置,过滤。反应后,铬鞣废水总铬脱铬率达到98.27%,废水中总铬浓度为由56.14 mg/L降为0.97mg/L,达到《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准》（GB30486-2013）,并得到总铬含量为53778.5 mg/kg,以铁锰结合态铬和有机结合态铬为主的含铬沉淀。通过利用重金属捕集剂与絮凝剂联用技术,对浓铬液进行脱铬研究,考察了pH、重金属捕集剂种类、温度、重金属捕集剂含量、絮凝剂含量对浓铬液脱铬效率的影响,得到最佳的脱铬条件为在pH=9,反应温度为90℃下,加入400 mg/L的重金属捕集剂RS-200,搅拌30 min,加入3 mg/L的PAM和1 mg/L的PAC,静置,过滤。反应后,浓铬液的总铬脱铬率达到81.42%,总铬浓度由359.7 mg/L降为65.25 mg/L,并得到总铬含量为34468.98 mg/kg,以铁锰结合态与有机结合态为主的含铬沉淀,未完全脱铬的浓铬液可回到膜装置中再次浓缩。重金属捕集剂脱铬时,优先脱除溶解态铬。以重金属捕集剂RS-200、LX-Y803与Cr（III）反应制得（RS-200）-Cr和（LX-Y803）-Cr,通过红外、SEM、EDS、TG进行检测分析,结果表明,RS-200与Cr（III）发生了配合,形成较稳定的配合物,分子式推测为(C100N14O5S20Cr21)·30H2O,LX-Y803属于无机重金属捕集剂,络合原理是以S2-与Cr（III）反应,得到稳定的Cr2S3。通过研究硫酸浓度、添加量、温度、反应时间对含铬沉淀中铬浸出效率的影响,得到制革沉淀最佳浸取条件在45℃下,按固液比1:20,加入6 mol/L硫酸,反应30 min,反应后酸浸取效率达到95.18%。浓铬液含铬沉淀酸浸取最佳实验条件为在60℃下,按固液比1:20,加入4 mol/L硫酸,反应60 min,酸浸取效率达到90.49%。两组浸取液通过NaOH溶液调节pH至9,得到铬含量分别为13.4%和11.4%的铬粉。重金属捕集剂脱铬与酸浸取法铬回收联用工艺,在含铬废水铬资源化回收利用方面,展现了良好的应用前景。
吴迪[9]（2018）在《锰基负载型催化剂催化空气氧化处理含硫废水》文中研究说明在工业含硫废水的脱硫处理中以空气为氧化剂的方法,具有应用工艺简单,成本低廉,绿色环保等优点。但是空气氧化存在氧气利用效率低,反应条件较严苛等问题。非均相负载型催化剂的设计并使用不仅可以提高氧气在水中的利用率,提高脱硫率,降低反应温度。同时,这一方法也可避免均相催化剂会产生金属离子随废水排出而造成的二次污染。本文通过对催化剂锰源前驱体、载体进行筛选,并优化催化剂的焙烧温度及负载量,采用等体积浸渍法制备了 MnO2/γ-Al2O3非均相负载型催化剂。利用X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）、N2物理吸附脱附、傅里叶红外光谱（FT-IR）等手段对其进行表征。以对硫化钠模拟含硫废水的脱硫率为活性评价指标,评价MnO2/γ-Al2O3催化剂的催化性能。结果表明:MnO2/γ-Al2O3催化剂以硝酸锰为前驱体,γ-Al2O3为载体,活性组分Mn的负载量为10%,焙烧温度为450℃时制备的催化剂的活性最佳。对于初始浓度为1000 ppm的硫化钠模拟含硫废水,反应温度为25℃,空气流量0.6 L/min,催化剂用量为1g/L时的反应条件下,反应4.5 h时脱硫率为80.89%。在MnO2/γ-Al2O3催化剂的基础上,采用共浸渍的方法通过掺杂少量的金属（Fe、Mg、Cu、Zn）对MnO2/γ-Al2O3催化剂进行改性,以提高催化剂催化空气氧化硫化物的活性。对改性后的催化剂进行相关的表征和活性评价,并对最优金属助剂改性催化剂的最佳制备条件进行优化。结果表明:在相同反应条件下,以硝酸铜为前驱体,焙烧温度为450℃,1%的Cu金属改性的催化剂的催化活性较优,在反应2 h后,脱硫率在90.54%左右。将Cu-MnO2/γ-Al2O3催化剂用于催化氧化空气处理含硫废水的工艺研究。实验分别在硫化钠模拟废水及真实皮革脱毛含硫废水的体系中进行,探究最佳工艺条件及催化剂使用寿命。结果表明:催化剂在常温条件下,对于中低浓度的含硫废水具有较好的催化氧化处理效果并具有较好的使用寿命。同时对Cu-MnO2/γ-Al2O3催化剂催化空气氧化处理含硫废水反应机理进行了初步研究。通过对反应前后的催化剂进行XPS表征,证明催化剂表面丰富的Mn4+及表面吸附氧物种（Oads）有利于催化反应的进行,催化过程的实现得益于Mn4+/Mn3+氧化还原对的形成,开辟形成了新的电子转移路径。对反应过程中,体系中存在的硫及硫的含氧酸盐根离子浓度的变化进行测定。结果表明:在Cu-MnO2/γ-Al2O3催化剂催化空气氧化处理含硫废水的过程中,硫离子优先被氧化生成S2O32-,反应的最终产物为SO42-。
刘昌均[10]（2017）在《某大型制革厂废水处理工艺升级改造研究》文中研究指明我国人均淡水资源短缺,除在源头上节约用水、提高利用率外,更重视对现有资源的保护,因此,城镇生活污水和工业废水的处理排放问题日益受到重视。虽然目前污水处理设施发展迅速,资金投入日益加大,但是由于缺乏系统维护,后续调试与改善不及时等原因,造成运行中的,特别是运行多年的污水处理工艺,大多存在着如处理效率下降、运行管理不完善等诸多问题。本文以某制革污水处理工艺为研究对象,考查其运行状况。通过收集整理各单元水质水量数据,经过分析和总结,发现该污水处理工艺主要存在三项问题。一是预沉池使用多年结构老化,导致预处理出水效果不理想;二是生产高峰期氧化沟处理负荷已无法满足生产需要,导致出水COD个别时期不稳定;三是氨氮处理效率受温度影响波动极大,严重地影响到出水水质指标的稳定性。最后经过初步研究,在物化和生化方面的处理工艺进行了优化和改进,分别是:（1）将原来的预沉池进行改建,池体上空全封闭,操作更安全;（2）在现有空地新建一个水解酸化池,以最大限度减轻生化负荷;（3）将原氧化沟改为A-O-O工艺,提高生化系统的处理负荷。最后搜集数据显示相比较之前的处理效果来说稳中有升,并且可处理废水量有了较大的提升,我相信随着工艺的不断改进,对水资源的再循环利用会有一个很大的跃升。
二、我国制革工业废水处理技术评述（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、我国制革工业废水处理技术评述（论文提纲范文）
（1）应用于废水处理的磁性分离新技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 制革含铬废水 |
| 2.1.1 制革含铬废水来源 |
| 2.1.2 制革含铬废水的特征及危害 |
| 2.1.3 制革含铬废水处理 |
| 2.2 油田采出水 |
| 2.2.1 油田采出水的来源 |
| 2.2.2 油田采出水的特征与危害 |
| 2.2.3 油田采出水处理 |
| 2.3 磁性纳米颗粒和磁性分离器的研究现状 |
| 2.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒简介 |
| 2.3.2 磁性Fe_3O_4纳米颗粒制备方法 |
| 2.3.3 磁性分离理论与分析 |
| 2.3.4 磁性分离器设计与制造 |
| 2.3.5 钕铁硼(Nd-Fe-B)高强磁棒 |
| 2.4 磁性分离技术处理含铬废水研究现状 |
| 2.4.1 磁性颗粒磁性分离处理含铬废水 |
| 2.4.2 磁性纳米颗粒和高梯度磁性分离器处理含铬废水 |
| 2.5 磁性分离技术处理油田采出水研究现状 |
| 2.5.1 磁性颗粒磁分离技术处理油田采出水 |
| 2.5.2 磁性纳米颗粒和高梯度磁性分离器处理油田采出水 |
| 2.6 课题研究意义与研究内容 |
| 2.6.1 课题研究意义 |
| 2.6.2 课题研究内容 |
| 3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒回收处理制革含铬废水方法与机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及设备 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的制备 |
| 3.3.2 水合Cr(OH)_3胶体制备 |
| 3.3.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒Cr(Ⅲ)的捕获实验 |
| 3.3.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水实验 |
| 3.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒再生循环回用实验 |
| 3.3.6 表征和测试方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒性能 |
| 3.4.2 水合Cr(OH)_3胶体zeta电位和粒度分析 |
| 3.4.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒对Cr(Ⅲ)的捕获的影响 |
| 3.4.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒对Cr(Ⅲ)的捕获 |
| 3.4.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理实际制革含Cr(Ⅲ)废水 |
| 3.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生循环回用和废水中铬回收 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 磁棒式磁性分离器设计及连续流动处理制革含铬废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与设备 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒优选试剂制备 |
| 4.3.2 单根磁棒磁场强度的理论模拟与实验测量 |
| 4.3.3 实验室规模磁棒式磁性分离器的设计与构建 |
| 4.3.4 磁性分离器对水中磁性Fe_3O_4纳米颗粒的连续捕获实验 |
| 4.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒连续流动处理制革含Cr(Ⅲ)废水实验 |
| 4.3.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收实验 |
| 4.3.7 表征和测试方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒性能 |
| 4.4.2 单根磁棒磁场强度的理论模拟与实验测量分析 |
| 4.4.3 实验室规模磁棒式磁性分离器的设计与制造 |
| 4.4.4 磁性分离器对磁性Fe_3O_4纳米颗粒的连续捕获的影响 |
| 4.4.5 磁性纳米颗粒连续流动处理实际制革含Cr(Ⅲ)废水 |
| 4.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生和废水中Cr(Ⅲ)回收 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 磁性分离回收处理制革含铬废水中试试验及示范工程 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料及设备 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的规模化制备 |
| 5.3.2 中试规模磁棒式磁性分离器的设计与构建 |
| 5.3.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水工厂实验 |
| 5.3.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水中试实验 |
| 5.3.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水示范工程构建 |
| 5.3.6 磁性纳米颗粒再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收中试及示范工程 |
| 5.3.7 表征和测试方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的性能和规模化制备 |
| 5.4.2 中试规模磁棒式磁性分离器制造 |
| 5.4.3 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水的影响 |
| 5.4.4 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水中试 |
| 5.4.5 磁性Fe_3O_4纳米颗粒处理制革含Cr(Ⅲ)废水示范工程 |
| 5.4.6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒的再生回用和Cr(Ⅲ)资源回收 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 磁性Fe_3O_4纳米颗粒表面修饰及在油田采出水COD去除中应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与设备 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设备 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒制备 |
| 6.3.2 油田采出水红外光谱分析 |
| 6.3.3 油田采出水和磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒Zeta电位测定 |
| 6.3.4 油田采出水COD去除实验 |
| 6.3.5 磁性纳米颗粒去除采出水COD连续流动运行实验 |
| 6.3.6 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒的再生和回用实验 |
| 6.3.7 表征和测试方法 |
| 6.4 实验结果与讨论 |
| 6.4.1 磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒性能 |
| 6.4.2 油田采出水的红外光谱 |
| 6.4.3 油田采出水和磁性Fe_3O_4-IDA-Cu~(2+)纳米颗粒Zeta电位 |
| 6.4.4 油田采出水COD去除的影响 |
| 6.4.5 磁性纳米颗粒去除采出水COD连续流动运行 |
| 6.4.6 磁性纳米颗粒的再生和循环回用 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论 |
| 本论文主要创新点 |
| 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）皮革废水对市政污水处理厂的影响研究和应对措施（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 项目背景 |
| 1.1.1 中国水环境现状 |
| 1.1.2 河北区域水环境现状 |
| 1.2 制革污水概述 |
| 1.2.1 皮革行业的历史和发展 |
| 1.2.2 皮革加工的工艺 |
| 1.2.3 皮革加工废水的水质特征和危害 |
| 1.2.4 皮革加工废水带来的环境风险 |
| 1.2.5 全球皮革废水处理的困境 |
| 1.3 皮革加工废水处理技术现状 |
| 1.3.1 预处理工艺 |
| 1.3.2 一级处理的工艺 |
| 1.3.3 二级处理的工艺 |
| 1.3.4 总氮和总磷的去除 |
| 1.3.5 皮革废水的深度处理 |
| 1.4 研究内容与目的 |
| 1.4.1 研究技术思路 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究目的和意义 |
| 1.5 研究的创新点 |
| 第二章 皮革加工废水处理厂项目 |
| 2.1 项目概况 |
| 2.2 制革废水集中处理厂概况 |
| 2.2.1 现状处理工艺 |
| 2.2.2 工艺设计参数 |
| 2.2.3 现状运行数据 |
| 2.2.4 现状分析 |
| 2.2.5 制革废水集中处理厂现场存在问题 |
| 2.3 综合污水处理厂概况 |
| 2.3.1 现状处理工艺 |
| 2.3.2 原工艺设计参数 |
| 2.3.3 现状运行数据 |
| 2.3.4 现状分析 |
| 2.3.5 综合污水处理厂现场存在问题 |
| 2.4 现场问题综合分析 |
| 2.5 试验水质目标设定 |
| 第三章 皮革水质特点分析和达标试验 |
| 3.1 前言 |
| 3.1.1 制革废水集中处理厂水质特点分析 |
| 3.1.2 综合污水处理厂水质特点分析 |
| 3.2 研究内容和试验准备 |
| 3.2.1 研究内容 |
| 3.2.2 试验监测方法 |
| 3.3 初沉池污泥转化内源碳源试验 |
| 3.3.1 试验目的 |
| 3.3.2 试验原理和方法 |
| 3.3.3 试验结果 |
| 3.4 外加碳源试验 |
| 3.4.1 试验目的 |
| 3.4.2 试验原理和方法 |
| 3.4.3 试验结果 |
| 3.5 四相催化氧化小试试验 |
| 3.5.1 试验目的 |
| 3.5.2 试验原理和设计 |
| 3.5.3 试验结果 |
| 3.6 活性焦四级吸附小试试验 |
| 3.6.1 试验目的 |
| 3.6.2 试验原理和设计 |
| 3.6.3 试验结果 |
| 3.7 结果讨论 |
| 第四章 结论和展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读硕士期间研究成果及奖励 |
（3）SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水概述 |
| 1.1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水的来源及危害 |
| 1.1.2 含Cr(Ⅵ)制革废水的处理方法 |
| 1.2 SBR工艺的研究概述 |
| 1.2.1 SBR工艺介绍 |
| 1.2.2 SBR工艺在含铬制革废水处理中的应用 |
| 1.3 正渗透(FO)膜分离技术对SBR工艺深度处理研究概述 |
| 1.3.1 FO膜分离技术介绍 |
| 1.3.2 FO工艺应用于活性污泥法的深度处理研究概述 |
| 1.4 SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水研究 |
| 1.5 本课题研究的内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 本课题研究的内容 |
| 1.5.2 本课题研究的意义 |
| 1.5.3 本课题研究的技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.2 SBR工艺实验 |
| 2.2.1 SBR实验装置 |
| 2.2.2 SBR工艺运行工况 |
| 2.2.3 SBR工艺进水水质 |
| 2.3 FO工艺实验 |
| 2.3.1 FO实验装置 |
| 2.3.2 正渗透膜 |
| 2.3.3 汲取剂 |
| 2.3.4 正渗透工艺的运行工况及进水水质 |
| 2.3.5 正渗透工艺出水提取方法 |
| 2.4 SBR-FO组合系统的运行 |
| 2.5 试验分析项目与分析方法 |
| 2.5.1 常规分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2 活性污泥分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2.1 胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.5.2.2 EPS中多糖的测定 |
| 2.5.2.3 EPS中蛋白质的测定 |
| 2.5.2.4 活性污泥含铬元素测定 |
| 2.5.2.5 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.5.3 膜污染分析指标以及分析方法 |
| 2.5.3.1 膜通量的测定 |
| 2.5.3.2 正渗透膜SEM分析 |
| 第三章 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1.1 SBR工艺对NH4+-N去除效果与分析 |
| 3.1.2 SBR工艺对COD去除效果与分析 |
| 3.1.3 SBR工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 3.1.4 SBR工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 正渗透工艺除污效能与膜污染研究 |
| 4.1 FO工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 4.2 FO工艺对COD去除效果与分析 |
| 4.3 FO工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 4.4 FO工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 4.5 FO过程膜通量变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 SBR+FO耦合工艺除污效能研究 |
| 5.1 SBR-FO耦合工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 5.2 SBR-FO耦合工艺对COD去除效果与分析 |
| 5.3 SBR+FO耦合工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 5.4 SBR+FO耦合工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 5.5 SBR+FO耦合工艺膜通量变化分析 |
| 5.6 SBR-FO工艺SEM分析 |
| 5.6.1 活性污泥SEM分析 |
| 5.6.2 正渗透膜SEM分析 |
| 5.7 SBR-FO工艺活性污泥性质分析 |
| 5.7.1 活性污泥MLSS变化情况分析 |
| 5.7.2 活性污泥容积指数变化情况分析 |
| 5.7.3 活性污泥比耗氧速率变化情况分析 |
| 5.7.4 活性污泥粒径变化分析 |
| 5.7.5 活性污泥EPS含量变化分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）有机改性磁性碳复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅲ）的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属污染来源及现状 |
| 1.2 重金属铬的形态与危害 |
| 1.3 含Cr(Ⅲ)废水的处理研究进展 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 光化学法 |
| 1.3.3 电化学法 |
| 1.3.4 生物法 |
| 1.3.5 膜分离法 |
| 1.3.6 萃取法 |
| 1.3.7 吸附法 |
| 1.4 重金属吸附材料的研究进展 |
| 1.4.1 有机吸附材料 |
| 1.4.2 无机吸附材料 |
| 1.4.3 复合吸附材料 |
| 1.4.4 磁性复合吸附材料 |
| 1.5 研究课题目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 选题内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 Fe_3O_4@C@DETA材料的制备及对Cr(Ⅲ)的吸附研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 主要试剂与仪器 |
| 2.3 材料合成与表征 |
| 2.3.1 Fe3O_4@C材料的制备 |
| 2.3.2 Fe_3O_4@C@DETA材料的制备 |
| 2.3.3 材料表征 |
| 2.4 吸附实验 |
| 2.4.1 初始浓度对吸附影响 |
| 2.4.2 接触时间对吸附影响 |
| 2.4.3 阳离子影响 |
| 2.4.4 有机物影响 |
| 2.4.5 阳离子/有机物混合影响 |
| 2.4.6 吸附再生 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 材料表征分析 |
| 2.5.2 初始浓度对吸附影响 |
| 2.5.3 接触时间对吸附影响 |
| 2.5.4 阳离子与有机物影响 |
| 2.5.5 吸附机理 |
| 2.5.6 吸附再生 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 Fe_3O_4@C@CS材料的制备及对Cr(Ⅲ)的吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 主要试剂与仪器 |
| 3.3 材料合成与表征 |
| 3.3.1 Fe3O_4@C@CS复合吸附材料 |
| 3.3.2 络合态Cr(Ⅲ)-EDTA的配制 |
| 3.3.3 材料表征 |
| 3.4 吸附实验 |
| 3.4.1 初始浓度对吸附影响 |
| 3.4.2 接触时间对吸附影响 |
| 3.4.3 溶液pH影响 |
| 3.4.4 阳离子影响 |
| 3.4.5 吸附再生 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 材料表征分析 |
| 3.5.2 初始浓度和吸附温度对吸附影响 |
| 3.5.3 接触时间对吸附影响 |
| 3.5.4 溶液pH影响 |
| 3.5.5 阳离子影响 |
| 3.5.6 吸附机理 |
| 3.5.7 吸附再生 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 Fe_3O_4@C@EDTA-ⅡP材料的制备及对Cr(Ⅲ)的吸附研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 主要试剂与仪器 |
| 4.3 材料合成与表征 |
| 4.3.1 Fe_3O_4@C@EDTA-ⅡM复合吸附材料 |
| 4.3.2 有机络合态Cr(Ⅳ)的配制 |
| 4.3.3 材料表征 |
| 4.4 吸附实验 |
| 4.4.1 初始浓度对吸附影响 |
| 4.4.2 接触时间对吸附影响 |
| 4.4.3 溶液pH影响 |
| 4.4.4 离子选择性 |
| 4.4.5 吸附再生 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 材料表征分析 |
| 4.5.2 初始浓度和吸附温度对吸附影响 |
| 4.5.3 接触时间对吸附影响 |
| 4.5.4 溶液pH影响 |
| 4.5.5 离子选择性 |
| 4.5.6 吸附机理 |
| 4.5.7 吸附再生 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本研究的创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（5）Ce-Mn/Al2O3催化剂的制备及其深度处理皮革废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 皮革工业废水处理现状 |
| 1.2.1 皮革废水的来源及污染特性 |
| 1.2.2 皮革废水的危害 |
| 1.3 皮革废水的深度处理技术 |
| 1.3.1 物理化学法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 物化和生物组合法 |
| 1.4 Fenton氧化处理技术及应用 |
| 1.4.1 均相Fenton氧化技术 |
| 1.4.2 非均相Fenton氧化技术 |
| 1.5 课题研究的意义及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验废水来源与水质 |
| 2.2 主要实验仪器与药剂 |
| 2.2.1 实验仪器设备 |
| 2.2.2 实验药剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 催化剂的制备方法 |
| 2.3.2 废水实验及测定方法 |
| 2.4 材料表征 |
| 2.4.1 X射线衍射(XRD)表征 |
| 2.4.2 电镜扫描能谱(SEM-EDS)表征 |
| 2.4.3 比表面积-孔结构表征 |
| 第三章 非均相类Fenton催化剂的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 催化剂载体的选择 |
| 3.3.1 实验步骤 |
| 3.3.2 实验结果与分析 |
| 3.4 催化剂制备条件优化研究 |
| 3.4.1 实验步骤 |
| 3.4.2 煅烧温度的影响 |
| 3.4.3 煅烧时间的影响 |
| 3.4.4 浸渍液锰含量的影响 |
| 3.4.5 浸渍液铈含量的影响 |
| 3.4.6 最佳制备条件的确定 |
| 3.5 催化效果的稳定性研究 |
| 3.6 催化剂的表征分析 |
| 3.6.1 XRD表征分析 |
| 3.6.2 SEM-EDS表征分析 |
| 3.6.3 比表面积-孔结构表征分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 Ce-Mn/Al_2O_3 催化剂深度处理皮革废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究内容 |
| 4.3 Ce-Mn/Al_2O_3 催化氧化皮革废水影响因素分析 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 催化剂投加量的影响 |
| 4.3.3 H_2O_2 投加量的影响 |
| 4.3.4 初始pH的影响 |
| 4.3.5 反应时间的影响 |
| 4.4 响应曲面法优化处理效果研究 |
| 4.4.1 响应曲面法实验设计 |
| 4.4.2 实验结果与分析 |
| 4.5 Ce-Mn/Al_2O_3 催化效果的稳定性研究 |
| 4.6 Ce-Mn/Al_2O_3 催化氧化的动力学分析 |
| 4.7 Ce-Mn/Al_2O_3 催化剂的催化机理分析 |
| 4.8 Ce-Mn/Al_2O_3 催化剂重复再生性研究 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 非均相类Fenton联合BAF深度处理皮革废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究内容 |
| 5.3 水力停留时间的影响 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 实验结果与分析 |
| 5.4 催化剂投加量的影响 |
| 5.4.1 实验步骤 |
| 5.4.2 实验结果与分析 |
| 5.5 催化剂过水量的影响 |
| 5.5.1 实验步骤 |
| 5.5.2 实验结果与分析 |
| 5.6 催化剂活性组分浸出研究 |
| 5.6.1 实验步骤 |
| 5.6.2 实验结果与分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）臭氧预处理实际工业废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 工业废水 |
| 1.1.1 工业废水的现状 |
| 1.1.2 工业废水的类别 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 臭氧氧化法 |
| 1.2.2 Fenton氧化法 |
| 1.2.3 光催化氧化法 |
| 1.2.4 其他高级氧化技术 |
| 1.3 基于臭氧氧化法的高级氧化技术 |
| 1.3.1 O_3/活性炭联用技术 |
| 1.3.2 O_3/H_2O_2联用技术 |
| 1.3.3 O_3/Fe~(2+)联用技术 |
| 1.3.4 O_3/UV联用技术 |
| 1.3.5 O_3/US联用技术 |
| 1.4 研究方案 |
| 第2章 实验材料和研究方法 |
| 2.1 实验仪器和材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 废水数据 |
| 2.2 测定方法 |
| 2.2.1 COD的测定方法 |
| 2.2.2 O_3的测定方法 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 pH值对O_3处理废水过程中的影响 |
| 2.3.2 引发剂对O_3处理废水过程中的影响 |
| 2.3.3 活性炭对O_3处理废水过程中的影响 |
| 第3章 pH值对O_3氧化废水的影响研究 |
| 3.1 pH值对O_3氧化四甲氧基硅烷废水的影响 |
| 3.2 pH值对O_3氧化电池浸泡液的影响 |
| 3.3 pH值对O_3氧化二苯甲酮废水的影响 |
| 3.4 pH值对O_3氧化氟硅酸钠废水的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 引发剂对O_3氧化废水的影响研究 |
| 4.1 引发剂对O_3氧化四甲氧基硅烷废水的影响 |
| 4.1.1 Fe~(2+)作为引发剂 |
| 4.1.2 H_2O_2作为引发剂 |
| 4.2 引发剂对O_3氧化电池浸泡液影响 |
| 4.2.1 Fe~(2+)作为引发剂 |
| 4.2.2 H_2O_2作为引发剂 |
| 4.3 引发剂对O_3氧化二苯甲酮废水的影响 |
| 4.3.1 Fe~(2+)作为引发剂 |
| 4.3.2 H_2O_2作为引发剂 |
| 4.4 引发剂对O_3氧化氟硅酸钠废水的影响 |
| 4.4.1 Fe~(2+)作为引发剂 |
| 4.4.2 H_2O_2作为引发剂 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 活性炭对O_3氧化废水的影响研究 |
| 5.1 活性炭对O_3氧化四甲氧基硅烷废水的影响 |
| 5.2 活性炭对O_3氧化电池浸泡液影响 |
| 5.3 活性炭对O_3氧化二苯甲酮废水的影响 |
| 5.4 活性炭对O_3氧化氟硅酸钠废水的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（7）制革白湿皮废料制备明胶及混合废水处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 制革行业研究背景 |
| 1.1.1 皮革行业国内外发展现状 |
| 1.1.2 制革综合废水处理技术 |
| 1.1.3 制革废旧皮料处理技术 |
| 1.2 明胶行业研究背景 |
| 1.2.1 明胶行业国内外发展现状 |
| 1.2.2 典型的明胶生产方法 |
| 1.2.3 明胶废水特点及污染处理现状 |
| 1.3 山东某制革厂概况及技术需求 |
| 1.4 混合废水生化处理 |
| 1.4.1 缺氧—好氧生物脱氮(A/O)工艺 |
| 1.4.2 膜生物反应器(MBR) |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 明胶制备工艺的优化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 碱法明胶处理条件的优化 |
| 2.2.2 酸法明胶处理条件的优化 |
| 2.2.3 碱酸法法明胶处理条件的优化 |
| 2.2.4 明胶制备方案的比较 |
| 3 制革厂生化工艺升级改造技术方案研究 |
| 3.1 制革厂混合废水处理工艺设计 |
| 3.2 制革厂混合废水生化处理条件优化 |
| 3.2.1 材料与方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 主要构筑物设计 |
| 3.3.1 处理规模 |
| 3.3.2 主要构筑物工艺设计参数 |
| 3.3.3 运行成本核算 |
| 3.3.4 环境经济损益分析 |
| 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）制革废水中铬的脱除及回收的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 序言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含铬废水的处理简介 |
| 1.1.1 含铬废水的来源与特性 |
| 1.1.2 含铬废水的处理工艺 |
| 1.2 含铬沉淀的处理简介 |
| 1.2.1 含铬沉淀的来源与特性 |
| 1.2.2 含铬沉淀的处理处置方式 |
| 1.3 本课题的研究目的和意义 |
| 第二章 实验研究 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验仪器与药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验装置图 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 含铬废水总铬的测定 |
| 2.3.2 含铬废水有机铬的测定 |
| 2.3.3 Cl~-、Ca~(2+)、Mg~(2+)、SO_4~(2-)、K~+离子的测定 |
| 2.3.4 废水中COD的测定 |
| 2.3.5 含铬沉淀含水率的测定 |
| 2.3.6 含铬沉淀中有机质含量的测定 |
| 2.3.7 含铬沉淀pH值测定 |
| 2.3.8 含铬沉淀总铬含量测定 |
| 2.3.9 含铬沉淀中六价铬含量的测定 |
| 2.3.10 含铬沉淀中铬形态分析 |
| 2.3.11 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.3.12 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.3.13 能谱(EDS)分析 |
| 2.3.14 热重(TG)分析 |
| 2.4 实验内容与方法 |
| 2.4.1 含铬废水脱铬处理工艺化研究 |
| 2.4.2 重金属捕集剂脱铬机理及含铬沉淀的基本性质的研究 |
| 2.4.3 含铬沉淀铬回收的实验研究 |
| 第三章 含铬废水脱铬工艺的研究 |
| 3.1 重金属捕集剂对制革含铬废水脱铬工艺的研究 |
| 3.1.1 重金属捕集剂对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.1.2 pH对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.1.3 捕集剂含量对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.1.4 反应温度对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.1.5重金属捕集剂选取的正交实验 |
| 3.2 重金属捕集剂与絮凝剂联用制革含铬废水脱铬的影响 |
| 3.2.1 PAM含量对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.2.2 助凝剂含量对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.2.3 沉降时间对制革含铬废水脱铬效果的影响 |
| 3.3 浓铬液脱铬工艺条件的优化 |
| 3.3.1 重金属捕集剂种类对浓铬液脱铬的影响 |
| 3.3.2 pH对浓铬液脱铬的影响 |
| 3.3.3 温度对浓铬液脱铬的影响 |
| 3.3.4 重金属捕集剂含量对浓铬液脱铬的影响 |
| 3.3.5 絮凝剂含量对浓铬液脱铬的影响 |
| 3.3.6正交实验 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 重金属捕集剂脱铬机理与铬沉淀基本性质的研究 |
| 4.1 重金属捕集剂脱铬机理的研究 |
| 4.1.1 红外光谱分析 |
| 4.1.2 SEM-EDS分析 |
| 4.1.3 热重分析 |
| 4.2 含铬沉淀的性质 |
| 4.2.1 含铬沉淀基本性质结果分析 |
| 4.2.2 含铬沉淀中铬形态的分析 |
| 4.2.3 温度对含铬沉淀中六价铬的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 含铬沉淀铬回收的实验研究 |
| 5.1 含铬沉淀酸浸取实验条件的优化 |
| 5.1.1 硫酸浓度对含铬沉淀中铬回收的影响 |
| 5.1.2 固液比对含铬沉淀中铬回收的影响 |
| 5.1.3 温度对含铬沉淀中铬回收的影响 |
| 5.1.4 反应时间对含铬沉淀中铬回收的影响 |
| 5.1.5 制革沉淀酸浸取正交实验 |
| 5.1.6 浓铬沉淀酸浸取正交实验 |
| 5.2 含铬沉淀浸出液六价铬还原实验研究 |
| 5.2.1 亚硫酸氢钠的添加量对六价铬还原率的影响 |
| 5.2.2 反应时间对六价铬还原率的影响 |
| 5.2.3 反应温度对六价铬还原率的影响 |
| 5.3 化学沉淀法回收浸取液中铬的实验研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间所取得的相关科研成果 |
| 致谢 |
（9）锰基负载型催化剂催化空气氧化处理含硫废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 含硫废水的来源与危害 |
| 1.1.1 含硫废水的来源 |
| 1.1.2 含硫废水的危害 |
| 1.2 含硫废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.3 催化空气氧化处理含硫废水及催化机理的研究现状 |
| 1.3.1 催化空气氧化处理含硫废水的研究现状 |
| 1.3.2 锰基催化剂的应用、改性及催化机理的研究现状 |
| 1.4 本论文的研究意义及内容 |
| 1.4.1 本论文研究的意义 |
| 1.4.2 本论文研究的内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品试剂 |
| 2.2 主要使用仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 锰基负载型催化剂的制备方法 |
| 2.3.2 改性催化剂的制备方法 |
| 2.3.3 催化剂的表征方法 |
| 2.3.4 催化剂的活性及稳定性评价方法 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 碘量法测定含硫废水中硫离子浓度 |
| 2.4.2 硫的各种含氧酸盐根离子的测定 |
| 3 锰基负载型催化剂的制备、表征与活性评价 |
| 3.1 锰基负载型催化剂的制备与制备工艺的优化 |
| 3.1.1 载体对催化剂催化活性的影响 |
| 3.1.2 锰源对催化剂催化活性的影响 |
| 3.1.3 焙烧温度对催化剂催化活性的影响 |
| 3.1.4 负载量对催化剂催化活性的影响 |
| 3.2 MnO_2/γ-Al_2O_3催化剂的表征 |
| 3.2.1 XRD表征结果 |
| 3.2.2 SEM表征结果 |
| 3.2.3 N_2物理吸脱附表征结果 |
| 3.2.4 FT-IR表征结果 |
| 3.4 MnO_2/γ-Al_2O_3催化剂与工业催化剂活性对比 |
| 4 金属助剂改性催化剂的制备、表征与活性评价 |
| 4.1 金属助剂改性催化剂的制备 |
| 4.2 不同金属助剂改性催化剂的表征 |
| 4.2.1 XRD表征结果 |
| 4.2.2 N_2物理吸脱附表征结果 |
| 4.2.3 H_2-TPR表征结果 |
| 4.3 不同金属助剂改性催化剂活性评价 |
| 4.4 Cu-MnO_2/γ-Al_2O_3催化剂制备条件的优化 |
| 4.4.1 铜源对催化剂催化活性的影响 |
| 4.4.2 铜掺入量对催化剂催化活性的影响 |
| 4.4.3 改性催化剂焙烧温度对催化活性的影响 |
| 4.5 模拟废水体系中Cu-MnO_2/γ-Al_2O_3催化剂的活性评价 |
| 4.5.1 反应温度对催化剂催化活性的影响 |
| 4.5.2 催化剂用量对催化剂催化活性的影响 |
| 4.5.3 硫化物初始浓度对催化剂催化活性的影响 |
| 4.5.4 不同含硫化合物模拟废水对催化剂催化活性的影响 |
| 4.5.5 催化剂循环使用次数对催化剂催化活性的影响 |
| 4.6 真实废水体系中Cu-MnO_2/γ-Al_2O_3催化剂的活性评价 |
| 4.6.1 反应温度对催化剂催化活性的影响 |
| 4.6.2 催化剂用量对催化剂催化活性的影响 |
| 4.6.4 催化剂循环使用次数对催化剂催化活性的影响 |
| 5 催化反应过程及机理的探究 |
| 5.1 反应后的催化剂的表征 |
| 5.1.1 XRD表征结果 |
| 5.1.2 XPS表征结果 |
| 5.2 反应体系内硫离子浓度及硫的各个含氧酸根离子含硫量的变化 |
| 5.3 不同初始pH对催化剂催化活性的影响 |
| 5.4 自由基猝灭剂对催化剂催化活性的影响 |
| 5.5 溶出锰对催化剂催化活性的影响 |
| 5.6 不同反应条件对催化剂催化活性的影响 |
| 5.7 反应历程及机理 |
| 6 结论 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 论文的不足之处 |
| 7 展望 |
| 8 参考文献 |
| 9 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 10 致谢 |
（10）某大型制革厂废水处理工艺升级改造研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.2 制革废水概述 |
| 1.2.1 制革工业生产基本工艺流程 |
| 1.2.2 制革废水的来源 |
| 1.2.3 制革废水的水质水量特征 |
| 1.2.4 制革废水的危害 |
| 1.3 制革废水处理技术国内外研究现状 |
| 1.3.1 铬鞣废水的处理 |
| 1.3.2 含硫废水处理 |
| 1.3.3 综合废水处理 |
| 1.4 课题研究的内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题研究的主要内容 |
| 1.4.3 课题研究意义 |
| 第二章 某大型制革厂废水处理现状 |
| 2.1 制革厂废水概况 |
| 2.2 大型制革厂废水处理工艺概述 |
| 2.2.1 物化处理工艺效果 |
| 2.2.2 生化处理工艺效果 |
| 2.2.3 污泥的产出与脱水效率 |
| 2.2.4 总排水口的出水水质 |
| 2.2.5 该制革厂废水处理工艺存在的问题 |
| 2.3 本章总结 |
| 第三章 某大型制革厂废水处理工艺的升级改造 |
| 3.1 升级改造的主要内容 |
| 3.2 升级改造方案选择原则和设计 |
| 3.3 对物化处理工艺的改善 |
| 3.3.1 物化处理工艺存在的问题 |
| 3.3.2 物化处理工艺的改善 |
| 3.3.3 改善后的效果 |
| 3.4 对生化处理工艺的改善 |
| 3.4.1 影响生化处理效果的因素 |
| 3.4.2 对生化处理工艺的改善 |
| 3.4.3 改善后的效果 |
| 3.5 污泥成本的改善 |
| 3.5.1 影响污泥成本的因素 |
| 3.5.2 减少污泥量的改善措施 |
| 3.5.3 改善后的效果 |
| 3.6 升级改造方案分析与确定 |
| 3.6.1 混凝剂的选择 |
| 3.6.2 对COD的去除效果 |
| 3.6.3 对NH3-N的去除效果 |
| 3.7 废水的深度处理法 |
| 3.7.1 Fenton法 |
| 3.7.2 BAF法 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 效益分析 |
| 4.1 物化处理阶段工艺升级改造的效益分析 |
| 4.1.1 经济效益分析 |
| 4.1.2 社会效益分析 |
| 4.2 生化处理阶段升级改造的效益分析 |
| 4.2.1 经济效益分析 |
| 4.2.2 社会效益分析 |
| 4.3 污泥的处置 |
| 4.3.1 设备投资 |
| 4.3.2 技术经济分析 |
| 4.3.3 再利用可创造的价值 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、我国制革工业废水处理技术评述（论文参考文献）
- [1]应用于废水处理的磁性分离新技术研究[D]. 李涛. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]皮革废水对市政污水处理厂的影响研究和应对措施[D]. 孙正. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水[D]. 陈柱良. 广州大学, 2020(02)
- [4]有机改性磁性碳复合材料的制备及其对水中Cr（Ⅲ）的吸附研究[D]. 陈瑶. 陕西科技大学, 2020(02)
- [5]Ce-Mn/Al2O3催化剂的制备及其深度处理皮革废水的研究[D]. 陈磊. 华南理工大学, 2019(01)
- [6]臭氧预处理实际工业废水的研究[D]. 徐永波. 武汉工程大学, 2019(03)
- [7]制革白湿皮废料制备明胶及混合废水处理[D]. 郭丽芹. 天津科技大学, 2019(07)
- [8]制革废水中铬的脱除及回收的研究[D]. 张成凯. 河北工业大学, 2018(07)
- [9]锰基负载型催化剂催化空气氧化处理含硫废水[D]. 吴迪. 天津科技大学, 2018(04)
- [10]某大型制革厂废水处理工艺升级改造研究[D]. 刘昌均. 温州大学, 2017(01)