一、制革废水中铬(Ⅲ)的降低与铬的回收（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》文中指出重金属铬（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。
逯凯琪[2]（2021）在《类芬顿与絮凝技术耦合同步去除铬和有机污染物的研究》文中进行了进一步梳理工业含铬废水的大量排放使得重金属污染物Cr（Ⅵ）不断积累,不仅会影响我国水体环境,而且对整个生态系统造成威胁。运用絮凝方法将水中铬离子转化为沉淀会导致铬回收困难,并增加水体盐度。此外,含铬废水的污染一般伴随着难降解有机物污染,但是此类污染物受到的关注较少,因此在去除重金属铬的同时能同步实现有机物的去除有十分重要的意义。本研究采用类芬顿与类电芬顿分别与絮凝技术耦合对含铬废水进行处理,为其提供清洁高效的处理策略。首先,通过以氧化还原反应为基础的类芬顿反应与铬絮凝相耦合,实现了对铬和有机物的同步去除。在基于铬的类芬顿与铬絮凝的耦合体系中,通过类芬顿反应分解H2O2产生OH-来促进铬絮凝;同时铬絮凝产生的絮体又为基于铬的类芬顿反应提供了非均相催化区域。在耦合体系中,铬絮凝体的形成是影响耦合效果的关键,尽管体系的pH值低于5,但是带负电的铬絮体聚集区域为碱性区域,具有发生基于铬的类芬顿反应的条件（pH>5）和铬絮凝的条件（pH>8）,创造了局部碱性环境,打破了 pH对耦合体系中化学反应限制。此外,耦合体系中铬絮体有吸附Cr（Ⅲ）的倾向,这也有助于二者之间相互促进。虽然基于铬的类芬顿反应必不可少会产生Cr（Ⅵ）,但由于耦合体系中的多相催化作用,以及在酸性溶液中H2O2的还原性,溶解性的Cr（Ⅵ）被还原,因此不会累积。利用耦合效应对铬和有机污染物共污染的模拟制革废水进行处理,经过8小时的运行后,铬和总有机碳的去除率分别为81.2%和41.34%。上述耦合体系也存在一定的局限性,外加H2O2不仅在运输以及储存过氧化氢溶液过程中存在的安全隐患,而且在耦合体系中反应过程难以控制。因此,在此耦合系统的基础上辅助以电化学来原位还原氧气生成H2O2。本文研究了不同电极材料、外加电压以及初始浓度对类电芬顿处理含铬废水的影响,发现TiO2/C复合材料修饰的石墨电极在外加-0.4V电压时,对于含铬废水的处理表现出优越的性能,对于铬和TOC的去除率分别达到了 92.4%和63.6%,相比基于铬的类芬顿与铬絮凝耦合技术有了极大的提升。因此,本文深入研究了 TiO2/C复合材料在类电芬顿处理中的作用。首先对其进行了循环伏安扫描,证实了该材料在碱性硫酸铬电解质溶液中能催化氧还原;然后通过旋转环盘电极以及EPR捕捉分析,结果表明:氧气在阴极还原为H2O2,在金属铬离子的作用下H2O2能够分解生成·OH,能够在去除铬的同时降解有机污染物。在实验后,发现修饰了 TiO2/C复合材料工作电极的循环伏安特性发生变化,通过与修饰石墨粉的电极进行对比,发现这种变化是因为TiO2的作用;EDS分析证明了在工作后电极存在铬元素,对实验后电极表面存在的铬进行了 XPS分析,发现铬的存在形式与耦合体系中铬絮体的XPS分析结果相似,这说明H2O2在电极表面可以直接进行类芬顿反应分解生成·OH和OH-,从而促进铬发生絮凝;废水中的Cr（Ⅲ）大多聚集在阴极表面,发生类芬顿后生成的Cr（Ⅵ）又在阴极被直接还原,因此不会在溶液中积累。
孙正[3]（2021）在《皮革废水对市政污水处理厂的影响研究和应对措施》文中研究表明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。
杨义清,梁永贤,孙辉永,温会涛,但卫华[4]（2021）在《制革工业铬污染及其防治技术现状》文中研究指明铬污染问题长久以来一直制约着制革工业的发展,是制革工业可持续健康发展所必须克服的障碍。本文简述了制革工业铬污染的危害、来源及管控现状,并从源头减排、末端治理及资源化利用三个方面,简要总结了制革工业铬污染的防治技术研究现状。制革行业产生的铬污染物不仅需要得到有效治理,更应该从生产源头采用能使铬有效减排的制革清洁生产技术进行防治,并积极推动制革铬污染物的资源化利用。
杨永林[5]（2020）在《制革含铬污泥热处理过程中铬的形态转化与稳定化研究》文中指出制革污泥富含有机质和重金属铬,安全有效的处置是皮革工业可持续发展的关键。热处理具有减量化、无害化、资源化优势,已成为含重金属有机固废处置的重要手段。然而,制革污泥焚烧过程中存在Cr（Ⅲ）被氧化为高毒性的Cr（Ⅵ）的风险,导致热处理产物仍需进一步安全处理和处置。由于制革污泥的组分复杂性和非均质性以及考虑到工程应用,因此识别并厘清铬的形态转化以及Cr（Ⅵ）的形成机制是含铬固废热处理亟待解决的关键科学问题。目前,有关制革污泥热处理过程中铬的形态转化和稳定化的相关报道较少,基于此,本论文采用 TG、XRF、SEM、EDS、XRD、XPS、FAAS 和 TCLP等分析方法和热力学计算系统研究了不同供氧条件、不同温度及不同组分对制革污泥热处理过程中铬的形态转化及稳定化的影响,得出Cr（Ⅲ）氧化机理并提出抑制Cr（Ⅲ）氧化并实现铬稳定化的有效方法,主要研究结果如下:（1）制革含铬污泥（Cr-ITS）富含有机质和无机组分,其中灰分和挥发分含量分别为49.86%和43.11%。污泥中主要成分为Cr2O3、CaO、Al2O3和Fe2O3,同时含有少量的SiO2、MgO、P2O5、MgO和TiO2等,在热处理过程中这些自身组分均会影响Cr（Ⅲ）的氧化。六步提取法表明Cr-ITS中的铬主要以酸溶态和有机结合态存在,其浸出毒性低于危险废物鉴别标准中铬的浸出限值。（2）对Cr-ITS有氧、缺氧和N2气氛下热处理产物的微观形貌、化学组成、晶相结构和铬的价态研究表明,在有氧条件下,300～1200℃范围Cr-ITS热处理产物中检测到CaCr04、MgCr04、MgCr204、Cr5012和Cr2O3结晶相;在缺氧条件下,300～600℃范围Cr-ITS热处理可抑制Cr（Ⅲ）的氧化,在产物中均未检测到含铬结晶相;在N2气氛下,500～1200℃范围Cr-ITS热处理可以避免Cr（Ⅵ）的产生,并在700℃以上时观察到Cr3C2和Cr7C3结晶相。在含铬微晶相的形成和转变过程中氧气起着重要作用,铬的氧化需要温度、碱土金属和外部氧气的共同作用。（3）以Cr2O3和模拟含铬污泥（Cr-SS）为研究对象,并分别掺杂了不同氧化物（CaO、SiO2、Al2O3和Fe2O3）在200～1200℃范围下进行热处理。掺杂CaO显着促进了 Cr（Ⅲ）的氧化且Cr（Ⅲ）的氧化率与CaO的掺杂量呈正相关。在900℃时,热处理产物中CaCrO4的特征峰最强,Cr（Ⅲ）的氧化率达到最大水平。继续升高温度,CaCrO4的特征峰逐渐减弱,归因于Ca3（Cr04）2及CaCr2O4结晶相的大量形成;在600℃以上,掺杂SiO2会显着抑制Cr-SS-CaO/Cr2O3-CaO体系中Cr（Ⅲ）的氧化,在900℃时Cr（Ⅲ）的氧化率降幅最大;Al2O3和Fe2O3在1100℃以上表现出抑制Cr（Ⅲ）氧化的作用。（4）以ZnO和TiO2为掺杂剂,研究了在800～1200℃温度范围下热处理产物中Cr（Ⅲ）的氧化行为、铬尖晶石的竞争性形成、铬的固定化及其TCLP浸出毒性特征。结果表明:掺杂TiO2抑制了 Cr（Ⅲ）的氧化,也促进了含Cr（Ⅲ）的结晶相的形成。Cr-ITS中同时掺杂ZnO与TiO2既能显着抑制Cr（Ⅲ）的氧化,又能加快Cr（Ⅲ）转化为ZnCr2O4尖晶石。热处理温度越高,Cr（Ⅵ）的浸出量越少,越有利于尖晶石的形成,且铬的固定率越高。在1000℃时,铬的固定率为99.85%且铬和锌的25 d浸出毒性浓度分别为13.32 mg/L和23.07 mg/L,均低于危险废物鉴别标准中各自监管限值。继续升高温度到1100℃,铬和锌的浸出毒性均降低,成功实现了铬和锌的同步稳定化。基于以上分析,得出无机组分对Cr（Ⅲ）氧化的影响规律:元素促进Cr（Ⅲ）氧化的能力顺序为Ca>Mg>Zn,抑制Cr（Ⅲ）氧化的能力顺序为Si>Ti>Al/Fe。（5）选取了富含SiO2（54.96%）的电厂粉煤灰与Cr-ITS协同热处理,研究发现:随着温度的升高,产物中Cr（Ⅵ）含量均逐渐减小,特别是在1000℃时急剧减小,其含量约为2.5%,降幅约达22%以上,掺杂粉煤灰抑制了Cr（Ⅲ）的氧化。在600～1000℃低温段,延长热处理时间和增加Cr-ITS掺杂量均促进了Cr（Ⅲ）的氧化,然而在1000～1200℃高温段,其对Cr（Ⅲ）氧化的影响显着减弱。热处理温度越高,铬的固定率越高,TCLP浸出毒性就越低。Cr（Ⅲ）被高价态元素Si（Ⅳ）取代后会减少空穴数,进而抑制了Cr（Ⅲ）的氧化;SiO2的阴阳离子静电引力较强,在高温下离解产生的络合阴离子会与Ca（Ⅱ）、Mg（Ⅱ）等金属离子结合生成稳定的结晶相,进一步抑制了 Ca（Ⅱ）、Mg（Ⅱ）离子对Cr（Ⅲ）氧化的促进作用。两者协同热处理形成了硅铝酸盐、MgCr2O4尖晶石以及钙铬榴石（Ca3Cr2（SiO4）3）微晶等,使铬掺杂进入晶体晶格中或被矿物微晶包夹起来而实现了制革污泥及其铬的稳定化。
陈柱良[6]（2020）在《SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水》文中进行了进一步梳理当前,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。
莫晓峰[7]（2020）在《碳酸化法提取碳酸钙铬渣中六价铬的研究》文中研究表明铬盐是重要的工业原料,广泛应用于化工、电镀、冶金、染料等行业,随之也带来了含铬废物的大量排放,中国铬渣的年产量就达到了数百万吨。铬渣中含有的六价铬[Cr（VI）]具有高水溶性、可迁移性和致癌致突变的特点,容易造成土壤和地下水的严重污染。碳酸钙（Ca CO3）是铬渣处理研究中的共性问题。当前主流的铬渣处理方法是还原法,这种方法虽然能有效降低铬渣的毒性,但存在二次污染的风险。从铬渣中高效分离六价铬,技能是铬渣脱毒又能回收金属铬资源,是一种理想的处理方法,但目前的提取法还达不到脱毒的效果。团队的前期研究表明,从微观角度认识重金属与矿物相之间的作用关系,通过调控矿物相的转变实现重金属的高效提取。本文针对含铬废物中的关键矿物Ca CO3,发展了碳酸化调控相变提取其中Cr（VI）的方法,分析反应过程的化学原理。形成了碳酸化提取Cr（VI）的技术并应用于实际的含铬废物体系铬盐铬渣的处理中。最后对碳酸化提取技术的工程应用进行了研究。主要的研究内容和创新点如下:（1）模拟实际工艺条件在实验室合成含铬碳酸钙样品。基于密度泛函理论（DFT）计算的研究,结合XRD、SEM、Raman光谱、TEM-mapping等手段,分析Cr（VI）在碳酸钙中的实际存在形式。发现在合成的铬渣样品中Cr（VI）进入到了碳酸钙的晶体结构之中,以结构掺杂的状态存在。使用碳酸化法（加压二氧化碳）对铬渣样品进行处理能有效地分离其中的Cr（VI）,降低处理渣的浸出毒性。在相变反应过程中,二氧化碳能使大块的碳酸钙溶解并重新沉淀成小颗粒的碳酸钙,掺杂于碳酸钙晶体结构中Cr（VI）被释放到液相中,在二氧化碳和水提供的弱酸性条件下,Cr（VI）的离子形态发生变化,不再进入新生成的碳酸钙结构中。使用了柱淋溶实验和重金属释放的经验模型拟合的方法,对原渣和处理渣的长期稳定性进行了评估,发现处理渣中Cr（VI）的稳定性明显高于原渣。（2）将碳酸化法拓展到实际含铬废物铬盐铬渣的处理中,铬盐铬渣中存在多种含镁钙的矿物,如碳酸钙、氢氧化钙[Ca（OH）2]、氢氧化镁[Mg（OH）2]、钙矾石[Ca6Al2（SO4）3（OH）12?26H2O]等。碳酸化法能高效地分离铬盐铬渣中的Cr（VI）,实现铬渣的脱毒。在反应过程中,氢氧化钙、氢氧化镁和钙矾石与二氧化碳反应向碳酸盐物相转变,处理渣中形成了大量小颗粒的碳酸钙。随着镁钙矿物的相变Cr（VI）与矿物分离被释放到液相中。（3）进行了碳酸化法处理氯酸盐行业碳酸钙铬泥的工业化应用研究,碳酸钙铬泥的重要成分是碳酸钙和硫酸钙（Ca SO4）,按浸出毒性属于危险废物。公斤级的验证实验证明,使用碳酸钠溶液做为矿化剂,通过水热碳酸化的处理能分离铬泥中绝大部分的Cr（VI）,使处理渣的浸出毒性满足处理标准。处理过程中硫酸钙物相消失,碳酸钙物相结晶度上升,Cr（VI）被释放到上清液中。铬泥处理的吨级中试结果表明,三个批次的铬泥经过碳酸化处理后浸出毒性全部满足处理标准,平均铬提取率达到90%,可以进行工程化应用。
郭瑞军[8]（2020）在《胶原蛋白基复合材料的制备及在清洁化制革工艺中的应用研究》文中进行了进一步梳理含铬皮碎料因含有大量的胶原蛋白和铬盐,成为重要的可利用资源。如何回收含铬皮碎料中的有效成分,并将其循环应用于清洁化制革工艺,是亟需解决的难题和研究热点。本文采用碱水解法提取含铬皮碎料中的胶原蛋白,以回收的胶原蛋白水解物（CH）为原料,用三种不同结构类型的聚合物对其进行交联共聚改性后,制备胶原蛋白基复合材料,并将材料应用于少盐浸酸、少铬鞣制/复鞣、“紧凑型”工艺等清洁化制革中。主要研究内容和结论如下:1)胶原蛋白基复合材料的制备与表征:采用氨基树脂、丙烯酸树脂、芳香基树脂预聚体对CH进行交联共聚改性,制备得到三种不同结构类型的胶原蛋白复合材料,分别为胶原蛋白基氨基树脂（MCL）、胶原蛋白基丙烯酸树脂（NCL）和胶原蛋白基芳香型树脂（ACL）。利用红外光谱（FTIR）、差示扫描量热仪（DSC）、热重分析（TG/DTG）、X射线衍射分析（XRD）、激光粒度分析仪和扫描电镜（SEM）等手段,对胶原蛋白基复合材料进行表征。结果表明,对CH的改性发生在胶原多肽的无定形区;MCL分子结构中引入了一定量体型的三嗪环交联结构单元,NCL以线性分子结构为主,且羧基数量明显增加,ACL分子结构中引入了一定数量的极性芳基;同时,因聚合分子结构中三嗪和芳环极性单元的引入,MCL和ACL的分子排列更加有序规整;由于三种胶原胶原蛋白基复合材料交联密度的不同,三种复合材料表现出不同的热分解稳定性,其中ACL的结构稳定性优于MCL和NCL。2)在少盐浸酸、少铬鞣制/复鞣工艺中的应用:将三种复合材料应用于浸酸、铬鞣、铬复鞣工序中,以实现少盐浸酸和少铬鞣制/复鞣清洁化制革技术。考察胶原蛋白基复合材料用量、盐用量、铬粉用量对坯革力学性能、铬吸收率和铬分布的影响。应用于浸酸工序中,采用6%胶原蛋白基复合材料对脱灰软化后的皮进行预鞣,盐用量为5%时,所得坯革的力学性能与常规浸酸所得坯革的性能相当,有效抑制浸酸皮过度酸膨胀现象的发生,可降低中性盐使用量25%～30%,其中MCL对酸肿的抑制效果最为明显。应用于铬鞣和铬复鞣工序中表明,加入三种胶原蛋白基复合材料可有效增加铬的配位结合点,从而提升铬粉的吸收和结合率。应用于铬鞣工序中,采用6%的胶原蛋白基复合材料对脱灰软化后的皮进行预鞣,浸酸盐用量为5%,铬粉用量为5%时,所得抗张强度和撕裂强度分别提升7%～17%和6%～9%,坯革的收缩温度可达96℃以上,铬吸收率可以达到73%以上,与常规铬鞣相比,可减少铬粉使用量15%～19%;应用于蓝湿革铬复鞣工序中,蓝湿革经6%胶原蛋白基复合材料预处理后,铬粉用量为3%时,所得坯革的抗张强度和撕裂强度分别增加8%～14%和2%～4%,铬吸收率可以达到71%以上,与常规铬复鞣相比,可减少铬粉使用量23%～27%。3)在填充工序中的应用:将三种胶原蛋白基复合材料应用于填充工序中,采用填充、染色、加脂同浴进行的“紧凑型”工艺。研究结果表明,胶原蛋白基复合材料的加入可提高阴离子填料、染料及油脂的吸收率,降低综合废水中的总有机碳（TOC）含量11.2%～29.5%,同时改善坯革的力学性能,抗张强度和撕裂强度分别提升14.2%～33.1%和33.2%～40.6%。其中经MCL和ACL填充后坯革相对紧实,NCL填充后坯革相对柔软,这与三种不同胶原蛋白基复合材料的聚合分子结构特征有关。
杨灿[9]（2020）在《氨基功能化电极材料的制备及除络合态铬的研究》文中研究指明制革行业迅猛发展对环境也造成了一定的影响,铬鞣过程中会排放出大量的含铬废水,其中一部分铬主要以络合态化合物的形式存在,它们与有机物结合形成高稳定性的配合物,难以用化学沉淀法将其去除。因此本研究采用改性活性炭制备电极材料再结合膜电容去离子技术（MCDI）,用于去除排放的含铬废水中的络合态铬,对制革废水实现达标排放具有重要的理论意义和应用价值。本课题采用正硅酸乙酯做为有机合成中间体,3-氨丙基三甲氧基硅烷为改性修饰剂,对活性炭粉末进行氨基化改性。探讨反应时间、反应温度、修饰剂比例制备因素对电极材料性能的影响。采用电镜扫描（SEM）、红外光谱分析（FTIR）、比表面积和孔径测定等手段,对制备的氨基化活性炭进行表征。应用研究中探究了吸附反应温度、溶液pH、溶液中共存离子等因素对吸附络合态铬效果的影响。采用吸附动力学模型及吸附等温线模型对实验数据进行拟合分析研究。将改性活性炭制备成电极,组装循环式膜电容去离子装置,利用该装置进行除铬并优化工艺参数,对其进行电吸附动力学研究。研究结果表明,氨基化活性炭的最佳制备条件为:氨水体积为6 mL、正硅酸乙酯和3-氨丙基三甲氧基硅烷体积比为1:0.2、反应时间为3 h、温度为30℃,此条件下其吸附容量达到8.5 mg/g。通过表征发现活性炭成功接上氨基,通过扫描电镜发现改性之后活性炭表面变得粗糙,比表面积有所降低,孔径略有增大。温度越高越不利于氨基化活性炭对络合态铬的吸附,pH小于3时吸附铬能力较低,K+、Na+比Mg2+对氨基化活性炭吸附铬的效果影响大。吸附动力学能更好的拟合准二级动力学,说明其吸附络合态铬的过程以化学吸附为主。吸附等温线采用Langmuir和Freundlich两种模型拟合的相关系数都很高,说明吸附络合态铬的过程为单层覆盖与多层吸附相结合。向活性炭粉末加入一定比例的乙醇、水、聚四氟乙烯、导电炭黑混合均匀,利用对辊机将活性炭进行压片制备成电极板,用于MCDI工艺除铬。对膜电容去离子工艺进行参数优化,最终选择电源电压为1.2 V、溶液初始浓度为250 mg/L、溶液流速为20 mL/min,在此条件下可获得最大的电极吸附量为7.5 mg/g。电极的电吸附过程采用准二级动力学拟合的效果更好。采用这种方法处理制革行业排放的低浓度高稳定的络合态铬废水具有很大的应用前景。
朱汉权[10]（2020）在《双极膜电渗析系统结合H2O2氧化回收废水、土壤、铬渣中三价铬研究》文中研究表明铬因具有良好的延展性、稳定的化学性质、机械强度高等特点,被广泛应用于金属加工、纺织染色、电池、皮革鞣制等行业生产中。通常情况下,铬主要以三价态（Cr（Ⅲ））和六价态（Cr（Ⅵ））存在于环境中,其毒性随浓度、pH、价态的变化而变化。Cr（Ⅵ）毒性是Cr（Ⅲ）的500倍,由于其强氧化性、致癌性和致突变性,危害环境和人体健康而引起广泛关注,得到较好地控制,而Cr（Ⅲ）毒性小,迁移能力差,导致Cr（Ⅲ）的去除和回收方法较少受到关注。然而,人体通过吸入、摄食或皮肤接触等方式长期暴露于Cr（Ⅲ）也可能引起不良影响,Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）可以在特定条件下的转化,对环境和人体健康具有潜在的威胁。尽管存在负面影响,铬仍然是工业生产过程中的重要资源,回收利用可以带来重要的经济效益。因此,探索从污染物中回收Cr（Ⅲ）的方法具有重要的经济、环境和人类健康意义。电渗析法（ED）是一种用于化工脱盐、海水淡化、废水处理等方面的环境友好技术,但是由于其电流效率低、能耗高等缺点导致应用受限,双极膜电渗析法（BMED）能有效改善常规ED的缺点,同时能够提供有利于H2O2氧化和铬洗脱的碱性环境,H2O2氧化过程不造成二次污染,残余H2O2易于去除,对环境污染小。本课题采用BMED系统结合H2O2氧化回收废水、土壤、铬渣中的Cr（Ⅲ）,主要结论如下:利用BMED系统结合H2O2氧化回收废水中的Cr（Ⅲ）,实验结果表明,电解液为1 mol/L Na2SO4时,有利于降低能耗,碱性环境下H2O2相较于KMn O更有效将Cr（Ⅲ）氧化,在初始Cr（Ⅲ）浓度为500 mg/L时,废水电解质Na2SO4浓度5 g/L、电流密度0.5 m A/cm2、H2O2投加时间点为通电后2.5 h、H2O2投加量0.125 m L、投加后处理时间12 h（总时长14.5 h）为实验最佳条件,此条件下Cr（Ⅲ）的去除率和回收率分别为98.4%和70.7%,回收单位能耗和电流效率分别为2.0×10-2k W·h/g和23.2%。此外,共存金属离子对Cr（Ⅲ）回收有抑制作用,该方法能够有效处理不同初始浓度的Cr（Ⅲ）废水。由于AM的吸附作用导致Cr（Ⅲ）回收率较低,采用BMED系统多次处理可以有效提升回收率,串联多单元处理回收废水中Cr（Ⅲ）能有效提升单位时间去除量和回收量,两种方式均能降低回收单位能耗和提升电流效率。利用BMED系统结合H2O2氧化回收土壤中的Cr（Ⅲ）,实验结果表明,固液比为1:1.5时,有利于降低装置电压,在土壤Cr（Ⅲ）浓度为2000 mg/kg时,电解质Na2SO4浓度为20 g/kg、电流密度为2 m A/cm2、H2O2投加时间点为通电后2 h、H2O2投加量为0.25 m L、投加后处理时间为12 h（总时长14 h）是实验的最佳条件,此条件下Cr（Ⅲ）的回收率为69.0%,回收单位能耗和电流效率分别为7.0×10-2k W·h/g和9.9%。腐殖酸的存在会抑制Cr（Ⅲ）回收。由于AM的吸附作用以及高岭土负电性导致Cr（Ⅲ）回收率较低,采用BMED系统多次处理可以有效提升回收率,串联多单元处理回收土壤中Cr（Ⅲ）能有效提升单位时间回收量,两种方式均能降低回收单位能耗和提升电流效率。利用BMED系统结合H2O2氧化回收铬渣中的总铬（TCr）,实验结果表明,在铬渣TCr浓度为566.1 mg/kg时,固液比为1:1、电流密度为2 m A/cm2、H2O2投加时间点为通电后0 h、H2O2投加量为0.01 m L、投加后处理时间为108 h是实验的最佳条件,此条件下TCr的回收率为64.9%,单位能耗为1.3 k W·h/g,电流效率为0.4%。铬渣中不同形态的铬对TCr回收具有不同的影响,H2O2的投加有利于回收TCr。由于AM的吸附作用导致TCr回收率较低,采用BMED系统多次处理可以有效提升回收率,串联多单元处理回收铬渣中TCr能有效提升单位时间回收量,两种方式均能降低回收单位能耗和提升电流效率。
二、制革废水中铬(Ⅲ)的降低与铬的回收（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、制革废水中铬(Ⅲ)的降低与铬的回收（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）类芬顿与絮凝技术耦合同步去除铬和有机污染物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体中重金属铬的污染现状及其治理办法 |
| 1.1.1 铬污染来源及其危害 |
| 1.1.2 铬污染治理方法 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.3 类芬顿及类电芬顿技术处理含铬废水的应用 |
| 1.3.1 类芬顿与类电芬顿技术的发展应用 |
| 1.3.2 类芬顿及类电芬顿处理含铬废水的研究 |
| 1.4 催化材料在电芬顿中的应用 |
| 1.5 絮凝与其他技术耦合 |
| 1.6 选题意义及研究内容 |
| 1.6.1 选题意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 第二章 类芬顿技术与絮凝耦合机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.3 实验与分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 基于铬的类芬顿促进铬絮凝 |
| 2.3.2 铬絮凝有利于基于铬的类芬顿反应 |
| 2.3.3 在耦合体系中铬絮体的研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于铬的类芬顿耦合絮凝技术处理含铬废水研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验与分析方法 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 有机物的去除 |
| 3.3.2 Cr(Ⅵ)积累研究 |
| 3.3.3 不同铬初始浓度对应反应时间的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 TiO_2/C催化类电芬顿耦合絮凝技术处理含铬废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验与分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 影响因素分析 |
| 4.3.2. TiO_2/C修饰电极的研究 |
| 4.3.3 实验前后工作电极对比研究 |
| 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 |
| 致谢 |
| 硕士研究生期间发表的学术论文目录 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）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 |
（4）制革工业铬污染及其防治技术现状（论文提纲范文）
| 前言 |
| 1 制革工业铬污染的危害、来源及管控现状 |
| 1.1 铬污染的危害 |
| 1.2 制革铬污染的来源及其存在形式 |
| 1.3 制革铬污染的管控现状 |
| 2 制革铬污染防治技术研究现状 |
| 2.1 源头减排技术 |
| 2.2 末端治理技术 |
| 2.3 资源化利用技术 |
| 3 结语 |
（5）制革含铬污泥热处理过程中铬的形态转化与稳定化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 含重金属有机污泥热处理研究进展 |
| 1.2.1 有机污泥热处理方法概述 |
| 1.2.2 有机污泥焚烧过程中重金属的迁移转化 |
| 1.2.3 有机污泥中重金属的表征方法 |
| 1.3 制革含铬污泥热处理研究进展 |
| 1.3.1 制革行业现状概述 |
| 1.3.2 制革污泥热处理研究进展 |
| 1.4 铬的热化学转化及稳定化研究进展 |
| 1.4.1 铬的化学赋存形态 |
| 1.4.2 铬的热化学转化 |
| 1.4.3 铬的稳定化研究进展 |
| 1.5 课题的提出 |
| 1.5.1 目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 制革含铬污泥基本特征及其铬的赋存形态分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料、试剂及仪器 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Cr-ITS的基本特征 |
| 2.3.2 Cr-ITS的热失重 |
| 2.3.3 Cr-ITS的矿物相 |
| 2.3.4 Cr-ITS中铬的赋存形态 |
| 2.3.5 Cr-ITS的浸出毒性 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 制革含铬污泥热处理过程中铬的形态转化研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料、试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验过程 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 热力学计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Cr-ITS在有氧条件下热处理 |
| 3.3.2 Cr-ITS在缺氧条件下热处理 |
| 3.3.3 Cr-ITS在氮气气氛下热处理 |
| 3.4 小结 |
| 4 模拟含铬污泥热处理过程中铬的形态转化研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂、设备与仪器 |
| 4.2.2 实验材料制备 |
| 4.2.3 实验过程 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 模拟含铬污泥基本特征 |
| 4.3.2 CaO对Cr(Ⅲ)氧化及铬形态的影响 |
| 4.3.3 CaO-Cr_2O_3二元相图分析 |
| 4.3.4 热处理过程中含铬反应产物路径 |
| 4.3.5 加热时间对Cr(Ⅵ)浸出行为的影响 |
| 4.3.6 SiO_2、Al_2O_3和Fe_2O_3对Cr(Ⅲ)氧化的影响 |
| 4.3.7 SiO_2、Al_2O_3和Fe_2O_3对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 4.3.8 Cr(Ⅱ)氧化和Cr(Ⅵ)还原机理探索 |
| 4.4 小结 |
| 5 ZnO与TiO_2对制革含铬污泥中铬的稳定化研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料、试剂及仪器 |
| 5.2.2 实验过程 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 TiO_2对Cr(Ⅲ)氧化的影响研究 |
| 5.3.2 ZnO对ZnCr_2O_4尖晶石形成的影响研究 |
| 5.3.3 铬尖晶石生成的热力学分析 |
| 5.3.4 ZnO与TiO_2对铬的稳定化的影响研究 |
| 5.4 小结 |
| 6 制革含铬污泥与粉煤灰混烧过程中铬的稳定化研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 材料、试剂及仪器 |
| 6.2.2 实验过程 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 Cr-ITS和CA的基本特征 |
| 6.3.2 微观形貌和晶相转化 |
| 6.3.3 铬的含量及价态变化 |
| 6.3.4 铬的固定化 |
| 6.3.5 铬的浸出毒性 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与创新 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间研究成果 |
（6）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 |
（7）碳酸化法提取碳酸钙铬渣中六价铬的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铬资源与含铬固废 |
| 1.2 铬污染现状与危害 |
| 1.2.1 对生物体的危害 |
| 1.2.2 对水和土壤环境的危害 |
| 1.3 含铬固废的处理技术 |
| 1.3.1 还原法 |
| 1.3.2 固化稳定化 |
| 1.3.3 微生物还原 |
| 1.3.4 六价铬提取法 |
| 1.4 固废的稳定性评价方法 |
| 1.5 课题研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂、耗材和设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备和耗材 |
| 2.2 测试方法与手段 |
| 2.2.1 X射线粉末衍射仪 |
| 2.2.2 扫描电子显微镜-能谱仪 |
| 2.2.3 扫描透射电子显微镜 |
| 2.2.4 共焦拉曼显微镜 |
| 2.2.5 电感耦合等离子体发射光谱仪 |
| 2.2.6 紫外可见分光光度计 |
| 第三章 六价铬在碳酸钙中的赋存和分离机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 模拟碳酸钙铬渣合成 |
| 3.2.2 密度泛函理论(DFT)计算 |
| 3.2.3 碳酸化脱毒实验 |
| 3.2.4 毒性浸出测试(六价铬) |
| 3.2.5 铬渣的消解(总铬测试) |
| 3.2.6 稳定性评估实验 |
| 3.2.7 设备和表征方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 六价铬在碳酸钙晶体中掺杂和分离的能量原理 |
| 3.3.2 模拟碳酸钙铬渣的表征 |
| 3.3.3 碳酸化提取实验 |
| 3.3.4 提取机理分析实验 |
| 3.3.5 稳定性分析实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 碳酸化法对铬盐行业堆存铬渣的脱毒研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 样品和试剂 |
| 4.2.2 碳酸化脱毒实验 |
| 4.2.3 浸出毒性测试(六价铬) |
| 4.2.4 铬渣的碱消解(六价铬总量测试) |
| 4.2.5 仪器和样品表征方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 铬渣样品的基本表征 |
| 4.3.2 碳酸化对堆存铬渣的脱毒效果 |
| 4.3.3 铬渣样品碳酸化过程的微观相变分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 水热碳酸化处理碳酸钙铬泥的工程化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验内容和流程 |
| 5.2.2 样品和试剂 |
| 5.2.3 毒性浸出测试(六价铬) |
| 5.2.4 铬渣的消解(总铬测试) |
| 5.2.5 水热碳酸化实验 |
| 5.2.6 样品表征方法 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 氯酸盐碳酸钙铬泥的物理化学特性 |
| 5.3.2 水热碳酸化对碳酸钙铬泥的脱毒效果 |
| 5.3.3 碳酸钙铬泥脱毒过程的微观相变分析 |
| 5.3.4 碳酸钙铬泥脱毒处理的吨级中试 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 创新性 |
| 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 |
（8）胶原蛋白基复合材料的制备及在清洁化制革工艺中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含铬皮碎料中胶原蛋白的提取 |
| 1.1.1 酸水解法 |
| 1.1.2 碱水解法 |
| 1.1.3 酶水解法 |
| 1.1.4 氧化法 |
| 1.2 回收胶原蛋白的应用 |
| 1.2.1 制革行业的应用 |
| 1.2.2 其它行业的应用 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 第2章 胶原蛋白基复合材料的制备与表征 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 胶原蛋白水解物(CH)的制备 |
| 2.1.4 胶原蛋白基氨基树脂(MCL)的制备 |
| 2.1.5 胶原蛋白基丙烯酸树脂(NCL)与胶原蛋白基芳香型树脂(ACL)的制备 |
| 2.1.6 胶原蛋白基复合材料的表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 FT-IR分析 |
| 2.2.2 DSC分析 |
| 2.2.3 TG/DTG分析 |
| 2.2.4 XRD分析 |
| 2.2.5 粒径分析 |
| 2.2.6 SEM形貌观察 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 在少盐浸酸、少铬鞣制/复鞣工艺中的应用 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 三种胶原基复合材料的基本物理性质 |
| 3.1.4 实验工艺及条件优化 |
| 3.1.5 坯革物理机械性能测试 |
| 3.1.6 坯革断面铬分布测试 |
| 3.1.7 铬吸收率测试 |
| 3.2 在少盐浸酸和少铬鞣制工艺中的应用 |
| 3.2.1 胶原蛋白基复合材料用量的优化 |
| 3.2.2 在少盐浸酸工艺中的应用 |
| 3.2.3 在少铬鞣制工艺中的应用 |
| 3.3 在少铬复鞣工艺中的应用 |
| 3.3.1 坯革收缩温度、铬分布、铬吸收率 |
| 3.3.2 坯革的物理机械性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 在填充工序中的应用 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验仪器 |
| 4.1.2 实验材料 |
| 4.1.3 应用工艺 |
| 4.1.4 坯革物理机械性能测试 |
| 4.1.5 坯革纵切面扫描电镜观察 |
| 4.1.6 综合废水水质分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 坯革物理机械性能 |
| 4.2.2 坯革色度色差对比 |
| 4.2.3 综合废水中TOC和氨氮含量分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的成果 |
（9）氨基功能化电极材料的制备及除络合态铬的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 铬鞣废水的概述 |
| 1.1.1 铬鞣废水的主要来源及危害 |
| 1.1.2 铬鞣废水的传统处理方法 |
| 1.1.3 铬鞣废水的新型处理方法 |
| 1.2 重金属铬的性质及存在形态 |
| 1.2.1 重金属铬的存在形态 |
| 1.2.2 目前处理废水中络合态铬的方法 |
| 1.3 吸附法去除铬的概述 |
| 1.3.1 国内外吸附法除铬的研究 |
| 1.3.2 功能化炭质材料吸附重金属的研究 |
| 1.4 膜电容去离子技术原理及研究现状 |
| 1.4.1 膜电容去离子技术原理 |
| 1.4.2 膜电容去离子技术中电极材料的选择 |
| 1.4.3 电极材料的特点 |
| 1.5 课题研究目的、意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验溶液的制备 |
| 2.2.2 氨基化活性炭的制备及吸附实验 |
| 2.3 电吸附实验 |
| 2.3.1 氨基化活性炭电极的制备 |
| 2.3.2 实验装置 |
| 2.3.3 电吸附标准曲线 |
| 2.3.4 优化膜电容去离子工艺参数 |
| 2.4 吸附动力学及吸附等温线研究 |
| 2.4.1 吸附动力学 |
| 2.4.2 吸附等温线 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 重金属离子铬的测定 |
| 2.5.2 材料的表征方法 |
| 2.5.3 吸附容量及去除率的计算 |
| 3 实验结果与讨论 |
| 3.1 初步实验 |
| 3.2 氨基化活性炭最佳制备条件的筛选 |
| 3.2.1 氨水体积的筛选 |
| 3.2.2 正硅酸乙酯和3-氨丙基三甲氧基硅烷负载比例的筛选 |
| 3.2.3 反应时间的筛选 |
| 3.2.4 反应温度的筛选 |
| 3.3 氨基功能化活性炭的表征 |
| 3.3.1 比表面积(BET)及孔径分析 |
| 3.3.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.3.3 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.4 AC@SiO_2-NH_2对水中微量络合态Cr(Ⅲ)的去除效果研究 |
| 3.4.1 温度对Cr(Ⅲ)-EDTA吸附效果的影响 |
| 3.4.2 pH对去除效果的影响 |
| 3.4.3 共存离子对去除效果的影响 |
| 3.5 氨基化活性炭吸附络合态铬的吸附动力学及等温线分析 |
| 3.5.1 吸附动力学 |
| 3.5.2 吸附等温线 |
| 3.6 膜电容去离子中工艺参数的筛选 |
| 3.6.1 电压对膜电容去离子效果的影响 |
| 3.6.2 溶液流速对膜电容去离子效果的影响 |
| 3.6.3 初始浓度对膜电容去离子效果的影响 |
| 3.7 膜电容去离子的吸附动力学模型的研究 |
| 3.7.1 电压对电吸附动力学的影响 |
| 3.7.2 流速对电吸附动力学的影响 |
| 3.7.3 初始浓度对电吸附动力学的影响 |
| 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 攻读硕士期间论文发表情况 |
| 8 致谢 |
（10）双极膜电渗析系统结合H2O2氧化回收废水、土壤、铬渣中三价铬研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 铬的性质 |
| 1.1.2 铬资源的分布及应用 |
| 1.1.3 铬的管控标准 |
| 1.2 含铬废水 |
| 1.2.1 含铬废水的来源与危害 |
| 1.2.2 含铬废水处理方法 |
| 1.3 铬污染土壤 |
| 1.3.1 铬污染土壤的来源与危害 |
| 1.3.2 铬污染土壤处理方法 |
| 1.4 铬铁矿加工残余渣 |
| 1.4.1 铬渣的来源与危害 |
| 1.4.2 铬渣处理方法 |
| 1.5 双极膜电渗析法概况 |
| 1.5.1 电渗析法 |
| 1.5.2 双极膜 |
| 1.5.3 双极膜电渗析法 |
| 1.6 过氧化氢(H_2O_2)概况 |
| 1.7 课题研究内容及意义 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容和技术路线 |
| 1.7.3 研究的创新点 |
| 第二章 BMED系统结合H_2O_2氧化回收废水中的Cr(Ⅲ) |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 废水配制及测定方法 |
| 2.2.3 实验装置及原理 |
| 2.2.4 实验过程 |
| 2.2.5 计算方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 电解液浓度对装置电压的影响 |
| 2.3.2 溶液pH、氧化剂投加量对Cr(Ⅲ)氧化率的影响 |
| 2.3.3 BC对SCC pH的影响 |
| 2.3.4 WAC电解质浓度对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.5 电流密度对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.6 H_2O_2投加时间点对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.7 共存金属对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.8 Cr(Ⅲ)初始浓度对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.9 BMED系统多次处理废水对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.3.10 串联BMED系统处理废水对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 BMED系统结合H_2O_2氧化回收土壤中的Cr(Ⅲ) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 土壤配制及测定方法 |
| 3.2.3 实验装置及原理 |
| 3.2.4 实验过程 |
| 3.2.5 计算方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 H_2O_2投加量对Cr(Ⅲ)氧化的影响 |
| 3.3.2 固液比对装置电压、电导率的影响 |
| 3.3.3 电解质含量对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.3.4 电流密度对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.3.5 H_2O_2投加时间点对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.3.6 腐殖酸含量对土壤中Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.3.7 BMED系统多次处理土壤对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.3.8 串联BMED系统处理土壤对Cr(Ⅲ)回收的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 BMED系统结合H_2O_2氧化回收铬渣中的TCr |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及仪器 |
| 4.2.2 样品分析与测定方法 |
| 4.2.3 实验装置及原理 |
| 4.2.4 实验过程 |
| 4.2.5 计算方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 H_2O_2投加量对Cr(Ⅲ)氧化的影响 |
| 4.3.2 铬渣成分 |
| 4.3.3 电流密度对TCr回收的影响 |
| 4.3.4 BMED系统多次处理对TCr回收的影响 |
| 4.3.5 多单元电渗析装置处理对TCr回收的影响 |
| 4.3.6 铬渣处理前后不同形态铬含量 |
| 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 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、制革废水中铬(Ⅲ)的降低与铬的回收（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]类芬顿与絮凝技术耦合同步去除铬和有机污染物的研究[D]. 逯凯琪. 山东大学, 2021(12)
- [3]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)
- [4]制革工业铬污染及其防治技术现状[J]. 杨义清,梁永贤,孙辉永,温会涛,但卫华. 北京皮革, 2021(01)
- [5]制革含铬污泥热处理过程中铬的形态转化与稳定化研究[D]. 杨永林. 陕西科技大学, 2020(05)
- [6]SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水[D]. 陈柱良. 广州大学, 2020(02)
- [7]碳酸化法提取碳酸钙铬渣中六价铬的研究[D]. 莫晓峰. 华南理工大学, 2020(02)
- [8]胶原蛋白基复合材料的制备及在清洁化制革工艺中的应用研究[D]. 郭瑞军. 齐鲁工业大学, 2020(02)
- [9]氨基功能化电极材料的制备及除络合态铬的研究[D]. 杨灿. 天津科技大学, 2020(08)
- [10]双极膜电渗析系统结合H2O2氧化回收废水、土壤、铬渣中三价铬研究[D]. 朱汉权. 福建师范大学, 2020(12)