一、高浓度含铬(Ⅵ)污染物的微生物解毒研究（论文文献综述）
宫达非[1]（2021）在《河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究》文中研究说明我国重金属矿产资源丰富,但各种不当的开采方式及重金属二次加工等造成许多地区的土壤受到重金属污染。尤其在我国南方地区,这种现象更是频发。有色金属产业作为广西河池市的支柱产业之一,近些年来在促进经济飞速发展的同时造成了严重的土壤重金属污染问题。为了缓解这一问题,本研究从广西河池市南丹县大厂镇采集了四份受重金属污染的土壤样品,通过高通量测序分析了其细菌群落结构。结果表明四个样品中有39个不同的门,其中Proteobacteria是丰度最高的门。与其它门比较,Acidobacteria、Actinobacteria、Planctomycetes、Firmicutes、Gemmatimonadetes、Bacteroidetes和Chloroflexi等门丰度更高。此外,发现了多种有生物修复潜力的细菌,例如Sphingomonas、Lysobacter和Gemmatimonas。细菌群落结构分析为将来分离更多有生物修复潜力的细菌奠定了基础。从受重金属污染的土壤中分离出一株耐铬细菌,通过16S r DNA测序将其鉴定为假单胞菌属Cr13。本论文对菌株Cr13的生物学特性进行了一系列较为深入的研究。研究表明菌株Cr13的最适生长温度为30℃,最适生长时间为18h,最适转速为150rpm,最适p H为6,最适盐浓度为10%。六价铬对菌株Cr13的最小抑制浓度为250mg/L,菌株Cr13对二价镉也具有一定抗性,二价镉对其最小抑制浓度为100mg/L。紫外诱变试验（分别处理1min、4min和5min）中的诱变菌株并非正向突变,其耐六价铬能力没有原始菌株Cr13好。此外,菌株Cr13的药敏试验表明其对九种测试的抗生素（例如庆大霉素、头孢曲松和头孢他啶）敏感,为将来进行该菌株的基因工程改造提供了选择标记。通过响应面法（Central Composite Design）对菌株Cr13去除土壤中六价铬的条件进行了实验设计和优化。对六价铬浓度、接菌量、有机质的添加量以及时间四个因素进行设计和优化。研究结果显示:培养时间为7天,接菌量为3.5%,有机质添加量为10%时,修复效果最好,修复率可达81.15%。对菌株Cr13去除六价铬的机理进行了初探。通过比较菌株Cr13的细胞内分泌物和细胞膜吸附六价铬的能力,得出结论如下:菌株Cr13的细胞膜修复六价铬效果强于细胞内分泌物。在培养基中,当六价铬浓度为50mg/L时,细胞膜对六价铬的去除效率为9.66%,而细胞内分泌物的去除效率为5.3%。
林志毅[2]（2020）在《李氏禾—蜡状芽孢杆菌体系还原水体Cr（Ⅵ）的协同效应研究》文中进行了进一步梳理铬（Cr）是一种危害性很大的环境污染物。由于其对生物体具有明显的致癌和致畸作用,铬污染对动植物和人体存在着极大的生态风险和健康风险。因此,铬污染的治理刻不容缓。近年来,植物—微生物联合修复技术研究得到学者们的高度关注,而李氏禾作为中国首次发现和唯一报道的铬超积累湿生植物,在重金属铬污染的修复领域有着巨大的潜力。蜡状芽孢杆菌是在李氏禾根际发现的一种对铬具有很强耐性的微生物,本文研究了蜡状芽孢杆菌种群数量与李氏禾协同体系去除Cr（Ⅵ）的剂量-效应关系,蜡状芽孢杆菌对李氏禾耐Cr胁迫的生理响应和蜡状芽孢杆菌对李氏禾吸附铬的影响等。结果如下:1.在不同Cr（Ⅵ）初始浓度下（5、10、20 mg/L）,在李氏禾根际接种0.1～0.6 g/L蜡状芽孢杆菌,探讨李氏禾-蜡状芽孢杆菌体系对水体Cr（Ⅵ）的还原情况,确定了不同Cr（Ⅵ）浓度下的最佳接种浓度;Cr（Ⅵ）浓度（5、10、20 mg/L）胁迫下,李氏禾-蜡状芽孢杆菌体系最佳微生物接种剂量是:0.3、0.4、0.4 g/L;在最佳接种浓度时,协同体系对水体Cr（Ⅵ）的还原率均超过了95%,远高于单一体系的还原率,说明李氏禾-蜡状芽孢杆菌体系具有较高的净化铬污染能力。2.通过水培试验,在不同Cr（Ⅵ）初始浓度下（5、10、20 mg/L）,接种最佳剂量的蜡状芽孢杆菌,研究李氏禾耐Cr胁迫的生理响应。研究结果显示:接种微生物的李氏禾生长发育显着高于对照,其根长和生物量持续提高,且在中、高浓度Cr（Ⅵ）时相比对照差异性显着;接种微生物的李氏禾叶片过氧化氢酶（CAT）活性,抗坏血酸过氧化物酶（APX）活性,可溶性蛋白,金属硫蛋白（MT）和植物络合素（PCs）均显着高于对照组,说明蜡状芽孢杆菌有效提高了李氏禾对铬的耐受性,缓解了Cr对李氏禾的损害。3.通过水培试验,在不同Cr（Ⅵ）初始浓度下（5、10、20 mg/L）,接种最佳剂量的蜡状芽孢杆菌,分析李氏禾体内铬富集量和铬化学形态。试验结果表明:接种蜡状芽孢杆菌的李氏禾根、茎、叶各组织铬含量显着高于对照,蜡状芽孢杆菌有效提高了李氏禾对铬的富集效率;接种蜡状芽孢杆菌的李氏禾体内根、茎、叶各组织的铬化学形态含量均显着高于对照,其各组织内化学形态以残渣态为主,盐酸提取态次之,乙醇提取态含量最少,接种蜡状芽孢杆菌未改变李氏禾对铬化学形态的转化。
孙呈[3]（2020）在《苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究》文中研究说明近年来,我国的工业发展日益迅猛,导致了大量废水的排放,其中含酚废水和含铬废水是两类主要的工业废水。厌氧生物处理法以其绿色、经济、方便的优点被普遍应用于工业废水的处理中。理论上苯酚的氧化和六价铬的还原可以通过厌氧微生物活动构成一个完整的全反应,无需投入额外的碳源和电子受体;但是苯酚和六价铬的毒性会对彼此功能菌产生相互抑制,因此限制了这两类废水在生物法中的同步处理。生物电化学系统（BES）结合了厌氧生物处理法与电化学法,因其可以产生电能和降解污染物受到广泛关注。生物电化学系统可以将两个半反应在空间上进行分离,因此它可能是实现苯酚和六价铬同步去除的有效方式。此外,由于大多数的电活性细菌无法直接利用苯酚,因此推测苯酚等难降解污染物的阳极氧化可能依赖着发酵细菌和电活性细菌之间的协同作用。本论文首次构建了双生物电极的双室微生物电解池（MEC）以实现含酚废水和含铬废水的同步处理;并在苯酚-铬MEC的研究基础上,对苯酚阳极氧化过程机理进行了初步探究。主要研究结果如下:（1）构建了苯酚氧化耦合六价铬还原的苯酚-铬MEC,在苯酚浓度为100 mg/L、六价铬浓度为20 mg/L的初始条件下驯化,最终实现了苯酚-铬MEC的稳定运行,可以有效处理5001000 mg/L的含酚废水和100200 mg/L的含铬废水。从驯化阶段到稳定阶段,苯酚和六价铬的去除效果逐渐增强,外电路电流呈现明显的增长趋势,阳极的库仑效率也相对提高。实验结束后,对阴极污泥进行的XPS和SEM分析证实了阴极生物还原六价铬的过程。MEC的驯化促进了相关微生物的生长,阳极的电活性细菌Clostridiumsensustricto1和阴极的六价铬还原菌Aquamicrobium、Trichococcus等功能微生物得到了明显富集。（2）在苯酚-铬MEC的基础上,对苯酚阳极氧化的机理进行了初步探究,并推测苯酚降解细菌和电活性细菌之间的互养代谢可能是苯酚阳极氧化过程的关键。分别构建了以苯酚和乙酸为单一碳源的混菌MEC进行对照,结果发现,在阴极还原六价铬方面,苯酚作为阳极碳源比乙酸更有效,因为苯酚降解细菌可以降解苯酚并缓慢释放乙酸,低浓度的乙酸作为电子供体可以更充分地被用于阳极氧化过程中。在苯酚阳极液中,群体感应信号分子的浓度比在乙酸阳极液中更高,这证实了苯酚降解细菌和电活性细菌之间的互养代谢关系。循环伏安法和傅立叶变换红外光谱也表明,苯酚阳极液和阳极污泥具有更好的电子传递能力,这是由于苯酚的互养代谢增强了阳极的生物电化学过程,促进了电活性细菌的生命活动。
张颖[4]（2019）在《纳米ZrO2-SRB颗粒对铬和氟污染地下水修复研究》文中指出冶金地区地下水中超标的污染物有F-、Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、SO42-等。基于微生物固定化技术,通过实验室自制一种纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料作为包埋剂,对培养驯化后的硫酸盐还原菌（SRB）进行固定化处理,形成纳米ZrO2-SRB颗粒。通过单因素和回归旋转试验优化,确定纳米ZrO2-SRB颗粒对含有F-、Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、SO42-污染地下水的最优反应条件,并通过动力学分析、微观表征分析等手段,探究该种颗粒对污染物的去除机理。最后以纳米ZrO2-SRB颗粒为介质进行动态修复地下水试验。具体研究成果如下:（1）通过对杂化材料制备方法的研究,得到最佳的制备条件:200 mL的氧化锆溶胶中,在丙烯酰胺加入0.6 g、引发剂NaHSO3和K2S2O8的投加量为0.05 g、在25℃条件下聚合反应30 min时,得到的杂化材料粘度最佳。利用该纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料处理100 mL复合污染水样的实验结果表明:在杂化材料投加量为4.15 g、初始pH=47、2040℃、反应20 min时,对Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、F-以及SO42-的去除率分别为87.2%、95.4%、92.4%、30.2%;溶液中的共存离子对污染物的去除存在影响;且纳米ZrO2-聚丙烯酰胺杂化材料最终难于与水分离。进行回归旋转试验优化确定最优成分配比为:2 g ZrOCl2溶于200 mL乙醇,在NaOH/Zr=7.5,丙烯酰胺投加量为0.65 g、引发剂投加量为0.05 g。对杂化材料进行仪器结构表征的结果显示:纳米ZrO2与聚丙烯酰胺是通过共价键连接;在吸附处理污染水后,明显出现S、Cr、F吸收峰。（2）通过对细菌进行纯化、培养、驯化以及革兰氏染色、甲基红试验、芽孢染色、TEM分析、基因测序等鉴定手段,得到该菌株为柠檬酸性杆菌,生化类型为兼性厌氧型。利用该菌处理200 mL含Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、SO42-、F-复合污染水的结果发现:SRB菌悬液体积比为3%（细菌计数得到菌液的菌密度为3×108个/mL）、初始pH=7、反应温度为35℃、反应24 h时,对Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、SO42-的去除率分别为95.2%、67.4%、70.3%,而对F-没有去除效果。（3）对SRB进行包埋固定化处理,得到纳米ZrO2-SRB颗粒,颗粒成分、反应温度、反应时间对污染水处理效果的结果表明:在SRB菌悬液的体积比为35%（细菌计数得到菌液的菌密度为3×108个/mL）、杂化材料的投加量为300 mL、反应温度为35℃、反应进行24 h时,F-、Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、SO42-的去除率分别为92.4%、99.8%、99.7%、70.4%,pH可被提升为6.8。进行3因素正交旋转试验优化结果进一步说明该条件为处理污染水的最优条件。对细菌颗粒进行仪器表征发现:细菌颗粒处理完污染水后明显出现S、Cr、F吸收峰。动力学分析表明:纳米ZrO2-SRB颗粒对Cr（Ⅵ）及SO42-的还原均符合一级还原动力学,对Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ）、F-、SO42-的吸附过程均符合二级反应动力学和Freundlich吸附等温模型。（4）动态试验中,通过对不同反应层种类、不同进水流速、不同进水浓度的研究表明:纳米ZrO2-SRB颗粒为反应层的动态装置较挂膜的SRB对复合污染地下水的去除效果更好;且进水水力负荷2.935 m3/（m2·d）时较为适宜;增大Cr（Ⅵ）浓度和F-的浓度对整体出水的浓度变化影响不大,且通过反应初期的出水效果可看出:纳米ZrO2对各污染物的选择性存在差异,对F-的吸附选择性优于对Cr（Ⅲ）的优于对Cr（Ⅵ）和SO42-。该论文有图67幅,表46个,参考文献122篇。
徐文强[5]（2020）在《腐败希瓦氏菌对水中Cr（Ⅵ）还原能力强化方法的研究》文中指出社会的高速发展虽然提高了我们的生活质量,但是给水环境造成了一定程度的破坏。河流、湖泊、海洋被污染,地下水环境变差,给动植物造成了极大危害也让人类的未来受到威胁。近年来,水体受到铬特别是Cr（Ⅵ）污染的程度增强,多个河流中可以检测到较高浓度的Cr（Ⅵ）,在社会上引起广泛讨论,人民健康受到影响。因此,修复水体Cr（Ⅵ）污染是一个需要引起广大环境工作者重视的课题。修复水体Cr（Ⅵ）污染的方法有很多,其中利用微生物修复水体Cr（Ⅵ）污染的方法对环境友好,逐渐成为研究热门。腐败希瓦氏菌是一种很好的异化铁还原菌,可以还原包括Cr（Ⅵ）在内的一些重金属并且对其毒性有一定的耐受能力。但是微生物修复技术一般耗时较长,菌体回收较为困难,对极端环境的抗性较差。针对以上限制其大规模工业应用的关键问题,本论文确定了以核黄素作为电子穿梭体以及纳米零价铁协同的技术方法强化腐败希瓦氏菌对水体Cr（Ⅵ）的去除效率,论文的主要研究及结论如下:（1）确定了核黄素强化腐败希瓦氏菌去除水体中Cr（Ⅵ）效率的主要影响因素,并揭示了其强化作用机制。对照试验结果表明,核黄素可显着增加腐败希瓦氏菌去除Cr（Ⅵ）效率。在Cr（Ⅵ）初始浓度为40 mg/L,核黄素浓度为20 mg/L,腐败希瓦氏菌的浓度OD600为0.3条件下,第6 d Cr（Ⅵ）的去除率达到100%,与未添加核黄素的空白组相比提升了75.1%。共存离子影响试验表明,阳离子如Cu2+、Mn2+、Cd2+对细菌去除Cr（Ⅵ）具有抑制作用,而Zn2+、Pb2+对Cr（Ⅵ）去除效果没有影响。阴离子NO3-则通过会与Cr（Ⅵ）竞争细菌产生的自由电子而对其去除产生不利影响,SO42-对Cr（Ⅵ）去除没有影响。SEM结果表明,添加了核黄素的实验组中的细菌受到的伤害较轻,大部分细菌能够保持完整的形态,并且表面均匀的吸附很多Cr（III）颗粒,说明核黄素不仅可以促进Cr（Ⅵ）的还原还可以减少Cr（Ⅵ）对细菌的毒害作用。（2）确定了核黄素强化固定化腐败希瓦氏菌去除水体中Cr（Ⅵ）效率的主要影响因素及控制步骤。正交试验表明,微球最佳制备条件为壳聚糖浓度7%,三聚磷酸钠浓度为10%,交联时间为1 h。探究初始Cr（Ⅵ）浓度、核黄素浓度、细菌浓度、重金属离子、共存NO3-、共存SO42-六个因素对细菌微球去除Cr（Ⅵ）的影响。结果表明,Cr（Ⅵ）初始浓度为40 mg/L,核黄素浓度为20 mg/L,细菌的浓度OD600为0.3时,第6 d时Cr（Ⅵ）的去除率达到了100%。重金属离子Cu2+、Mn2+、Cd2+会抑制细菌去除Cr（Ⅵ）,但是抑制程度小于游离体系,而Zn2+、Pb2+对Cr（Ⅵ）去除没有影响。阴离子NO3-和SO42-会阻塞微球通道,对Cr（Ⅵ）还原产生不利影响。相比于游离体系,固定化体系对极端环境的抗性要强一些,可以减轻高浓度Cr（Ⅵ）和重金属离子对细菌的毒害。（3）利用绿茶制备纳米零价铁（nanoscale zero-valent iron,n ZVI）并且探讨n ZVI与腐败希瓦氏菌协同去除Cr（Ⅵ）的效能、影响因素与机理。当Cr（Ⅵ）初始浓度为40 mg/L时,n ZVI浓度为0.66 m M,细菌的浓度OD600为0.3,腐败希瓦氏菌/n ZVI协同体系在120 h内可以去除99.2%的Cr（Ⅵ）。随着n ZVI浓度和细菌浓度的增加,Cr（Ⅵ）的去除速率增大。依据SEM和XPS表征可知,n ZVI和腐败希瓦氏菌均可以单独还原部分Cr（Ⅵ）,而在协同体系下,Cr（Ⅵ）的还原率在99.0%以上并且细菌受到的伤害较小。腐败希瓦氏菌可以将反应后的n ZVI表面的钝化层中铁氧化物还原成可溶的Fe（II）,维持n ZVI的活性,使其继续与Cr（Ⅵ）反应。同时Fe（II）也可以还原Cr（Ⅵ）,几种作用的协同下,增强了Cr（Ⅵ）的去除效率。制备了固定化腐败希瓦氏菌微球并且探讨其去除Cr（Ⅵ）的效能。制备的固定化腐败希瓦氏微球对Cr（Ⅵ）有很好的去除效果,该体系对Cr（Ⅵ）的去除率高达到100%以上并且能够降低水体浊度。重金属离子Cu2+、Mn2+、Cd2+会对微球去除Cr（Ⅵ）产生不利影响,Zn2+、Pb2+对Cr（Ⅵ）去除没有影响。NO3-和SO42-会阻塞微球通道,降低Cr（Ⅵ）去除率。
方得安[6]（2019）在《烟气脱硫副产物处理主流钒工业废水及电镀废水的研究》文中研究指明主流的钒工业（钠化提钒）废水是一种典型的高浓度、高毒性的酸性重金属废水,其主要污染物为六价铬（Cr（Ⅵ））及总铬（TCr）、钒（Ⅴ）及氨氮（NH3-N）,电镀含铬废水也是一种常见的重金属废水,其主要污染物为六价铬（Cr（Ⅵ））及总铬（TCr）。此类废水严重威胁了人类及环境健康。本文开创性地探索出一种利用烟气脱硫副产物处理钒工业废水及电镀含铬废水的新方法。本研究不仅为钒工业废水及电镀废水提供了一种低成本、高效率的处理工艺,也为烟气脱硫副产物提供了一种新的资源化利用方法。相比于传统处理方法,本工艺实现了“以废治废”的目标,符合绿色可持续发展的要求。本文分别考察了山东滨州火电厂和大唐鲁北火电厂湿式镁法脱硫副产物及河北某烧结厂半干式钙法烟气脱硫灰的主要成分,考察了承德某钒厂排放的钒工业废水以及沈阳某民用机公司电镀车间排放的含铬电镀废水中主要污染物含量及存在形态。根据不同来源的烟气脱硫副产物自身特点,设计了相应的处理流程,考察了水处理过程的主要机理、影响因素及沉淀物成分。采用山东滨州湿式镁法烟气脱硫副产物处理钒工业废水,可分步去除废水中的重金属及氨氮。废水处理过程中,镁法烟气脱硫副产物不仅可以作为还原剂将钒工业废水中的Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原为毒性较小且易于分离的Cr（Ⅲ）和V（Ⅳ）,其提供的可溶性镁离子亦可作为氨氮沉淀剂及铬镁尖晶石前驱体的原料。其最佳工艺条件如下:Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原阶段,最佳pH=2.5,副产物用量为21.5 g/L,反应时间15.0 min;TCr和V沉淀阶段最佳pH=7.0,反应时间为15.0 min;氨氮沉淀阶段,最佳沉淀pH=9.5,摩尔比n（Mg2+）:n（NH4+）:n（PO43-）=0.7:1.0:1.0,反应时间15.0min。在最佳条件下,废水中残留的六价铬、总铬及钒分别为0.046 mg/L,0.468 mg/L和0.06 mg/L;氨氮去除率为95.7%,氨氮及磷残留量分别为137 mg/L和5.49 mg/L。重金属沉淀物于1000℃下焙烧可制得铬镁尖晶石（MgCr204）粉体。氨氮沉淀物主要成分为鸟粪石（MgNH4PO4·6H2O）,可作为缓释肥原料。采用大唐鲁北电厂湿式镁法烟气脱硫副产处理钒工业废水,可将废水中重金属及氨氮同时去除。其最佳工艺条件如下:Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原阶段,最佳pH=2.5,副产物用量为 42.5 g/L,反应时间 15.0 min;沉淀阶段,最佳 pH=9.5,摩尔比n（Mg2+）:n（NH4+）:n（PO43-）=0.3:1.0:1.0,反应时间20.0min。在最佳条件下,废水中残留的六价铬、总铬及钒分别为0.047 mg/L,0.1 mg/L及0.14 mg/L;氨氮去除率为94.5%,氨氮及磷残留量分别为176.2mg/L和14.7 mg/L。沉淀物主要成分为鸟粪石及氢氧化铬混合物。采用河北某烧结厂半干式钙法烟气脱硫灰处理钒工业废水,可分别沉淀废水中重金属及氨氮。半干式钙法烟气脱硫灰不仅可以作为还原剂将Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原为毒性较小且易于分离的Cr（Ⅲ）和V（Ⅳ）,同时也可得到副产物石膏（CaSO4·2H2O）。其最佳工艺条件如下:Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原阶段,最佳pH=2.5,脱硫灰用量为29.5 g/L,反应时间15.0 min;TCr和V沉淀阶段,最佳pH=7.5,反应时间15.0 min;氨氮沉淀阶段,最佳pH=9.5,摩尔比n（Mg2+）:n（NH4+）:n（PO43-）=1.1:1.0:1.0,反应时间15.0 min。在最佳条件下,废水中残留的六价铬、总铬及钒分别为0.163 mg/L,0.395mg/L及0.155mg/L;氨氮去除率为95.75%,氨氮及磷残留量分别为133.6mg/L和5.61 mg/L。还原阶段沉淀物主要成分为石膏;重金属沉淀物于1000℃焙烧可得到含量为83.72%的Cr2O3粉体,氨氮沉淀物主要成分为鸟粪石。采用山东滨州湿式镁法烟气脱硫副产物处理含铬电镀废水,镁法烟气脱硫副产物作为低成本还原剂,可将含铬电镀废水中的Cr（Ⅵ）快速还原为毒性较小且易于分离的Cr（Ⅲ）。其最佳工艺条件如下:Cr（Ⅵ）还原阶段,最佳pH=2.5,副产物用量为0.55 g/L,反应时间15.0min;TCr沉淀阶段,最佳pH=7.5,反应时间15.0 min。在最佳条件下,废水中残留的六价铬和总铬分别为0.035 mg/L和0.08 mg/L。采用河北某烧结厂半干式钙法烟气脱硫灰作为低成本还原剂处理电镀含铬废水。其最佳工艺条件如下:Cr（Ⅵ）和V（Ⅴ）还原阶段,最佳pH=2.5,脱硫灰用量为0.65 g/L,反应时间15.0 min;TCr沉淀阶段,最佳pH=7.5,反应时间15.0 min。在最佳条件下,废水中残留的六价铬和总铬分别为0.021 mg/L和0.08 mg/L。
黄萧[7]（2018）在《复合地质聚合物固化/稳定化铬渣及其强化技术研究》文中认为铬渣是生产金属铬和铬盐所产生的工业废渣,因其含有可溶性六价铬而被列为具有强烈毒性的危险废弃物,在填埋处置或资源化利用之前需要进行无害化处理。论文以重庆某化工厂无钙焙烧工艺产生的铬渣为研究对象,在铬渣基本特性分析的基础上,分别考察了3种不同复合地质聚合物和普通硅酸盐水泥对铬渣的固化/稳定化效果,并采取强化技术更有效地降低铬渣的环境危害性,通过系列分析手段对固化体的结构、形貌和性能进行表征,探讨了铬渣的固化/稳定化机理。实验所用铬渣多为大小不一的黑色颗粒,粒径主要集中分布在2070μm。铬渣中多为晶态矿物相,主要包括铬铁矿、铬铁酸镁尖晶石和铝铁酸镁尖晶石,这些结晶相为铬盐生产过程中的残留物。铬渣是具有浸出毒性特征的危险废物,采用硫酸硝酸法和TCLP法测出铬渣中六价铬和总铬的浸出浓度均远远超过《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》标准和TCLP毒性特性溶出程序溶出标准。矿渣-偏高岭土、粉煤灰-偏高岭土和矿渣-粉煤灰-偏高岭土3种不同体系的复合地质聚合物中,由于粉煤灰的“火山灰效应”和“微集料效应”带来的超叠加作用,矿渣-粉煤灰-偏高岭土体系具有最高的抗压强度,其结构密实性最好。通过3种复合地质聚合物和普通硅酸盐水泥分别对铬渣进行固化/稳定化研究,铬渣掺量为10%60%的所有铬渣固化体抗压强度均超过了10 MPa,满足安全填埋或用作建筑材料的强度要求。颗粒浸出毒性测试和表面浸出毒性测试结果表明,相同掺量下,矿渣-粉煤灰-偏高岭土基地质聚合物对铬渣的固化效果最佳。复合地质聚合物主要通过化学结合、物理吸附和物理固封的共同作用实现对铬渣的固化/稳定化,其中矿渣提供的还原性环境对有效控制铬渣中的六价铬起重要作用;普通硅酸盐水泥对铬渣的固化能力有限,主要以物理吸附和物理固封为主,其较差的抗酸性能很难抑制重金属铬的浸出。利用纳米零价铁对铬渣进行预还原处理,再用矿渣-粉煤灰-偏高岭土基地质聚合物对其进行固化。纳米零价铁还原处理铬渣过程中,当纳米零价铁与铬渣质量比为0.8%时可完成浆液中六价铬的完全还原。少量的钙矾石的形成使经纳米零价铁处理后制备的还原铬渣固化体比未经处理直接用于固化/稳定化得到的铬渣固化体具有更好的力学性能。经纳米零价铁还原处理后更多的三价铬键合在复合地质聚合物的网络结构中,因此经纳米零价铁处理后制备的还原铬渣固化体表现出更好的稳定性能,可长期作为建筑材料使用。超声波耦合纳米零价铁技术能有效增强铬渣中六价铬的还原速率和去除效率,其中超声空化作用可促进铬渣中可交换态和碳酸盐结合态六价铬的浸出。超声波的引入还可强化矿物材料在碱性溶液中活性组分的溶出,生成更多的凝胶产物,从而提高复合地质聚合物的力学性能。经超声波联合纳米零价铁处理下制备的超声-还原铬渣固化体由于钙矾石的形成以及超声波的强化效应,两者的共同作用使其力学性能更佳,抗浸出性能更好,长期稳定性更可靠,更大铬渣掺量的固化体能够在更多行业领域得到综合利用。
张佳雯[8]（2017）在《乙醇驯化的硫酸盐还原菌处理高浓度含铬废水实验研究》文中指出铬化合物广泛应用于各个领域,在其生产过程中产生大量高浓度的含铬废水。考虑微生物具有处理效果好,操作简单且无二次污染等优点,本研究采用微生物法来处理含Cr（Ⅵ）的废水。本论文以高浓度含铬废水为研究对象,以培养驯化的降铬菌株为研究目标,对降铬菌株处理高浓度含铬废液进行试验研究。主要研究成果如下:（1）用新型碳源乙醇对污泥进行富集培养,当菌株大量繁殖后要进行细菌耐铬能力的驯化。然后用稀释涂布—叠皿夹层培养法对选育出的菌株进行纯化和分离,将其命名为菌株CR-1。并进行细胞染色及生理生化实验,鉴定菌株CR-1的属于脱硫弧菌属。（2）菌株CR-1处理含Cr（Ⅵ）废水的最佳实验条件:温度为30℃-40℃,pH为7,菌废比为1:5,碳源为乙醇时细菌降铬效果最好。其他重金属离子对菌株处理含铬废水的抑制作用由强到弱依次是:Cd2+>Zn2+>Pb2+。SO42-浓度应控制在2000 mg/L-3000 mg/L。选取温度、pH、菌废比这三种细菌降铬的主要影响因素进行回归旋转实验,利用Levenberg-Marquardt及通用全局优化法求出最优解为:在温度为35℃,pH为7.1,菌废比为1:4时,该菌株的降铬率理论值可达到99.9%。（3）菌株CR-1处理Cr（Ⅵ）的机理研究结果可知,溶液中大部分Cr（Ⅵ）的去除是由于菌液中积累的H2S对Cr（Ⅵ）的还原,而剩余部分的去除则是依靠细菌的还原酶途径以及细菌在废液中生长还原SO42-而生成的少量H2S。而高效降铬细菌的胞外聚合物,不能吸附废水中的Cr（Ⅵ）。（4）菌株CR-1的动力学实验,得到了细菌还原Cr（Ⅵ）的动力学方程。根据方程估算降铬菌株CR-1最大Cr（Ⅵ）的还原量为201.98 mg/L,实际在24小时内的对Cr（Ⅵ）还原量为147.4 mg/L,动力学方程的估算的最大还原量与实际的还原量相差54.58 mg/L,说明菌株CR-1的降铬能力一般。（5）菌株CR-1进行生物挂膜动态柱实验,设置了由沸石、石英砂和弹性纤维作为填料的生物挂膜动态柱及未挂膜的空白对照柱,结果表明反应过程中溶液的pH没有发生太大变化,三根挂膜动态柱对六价铬的去除率都达到92%以上,用弹性纤维作为填料的动态柱对Cr（Ⅵ）的处理效果要更好一些。石英砂和弹性纤维挂膜对总铬的去除几乎没有效果,而沸石作为挂膜滤料的动态柱对总铬的去除在第4天达到穿刺点,第15天达到饱和点。
赵雪[9]（2017）在《多硫化钙—粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水试验研究》文中研究说明近年来,工业迅速发展所带来污染问题日益严重,特别是水资源的污染,已经对人类的生存环境和生命健康产生了严重的威胁。在众多污染物中,由于铬具有高致癌性,被世界各国作为重点污染整治对象。在被污染的水体中,铬通常以Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的形式存在,其毒性Cr（Ⅵ）大于Cr（Ⅲ）,但在满足一定条件下两者之间是可以相互转化的。因此,探求一种新型处理方法,将其共同去除,具有重大的现实意义。论文针对含铬废水处理这一问题,以某电镀厂排放的电镀废水与酸性废水的混合废水为研究对象,采用理论分析与室内实验相结合、静态实验和动态实验相结合、化学还原与物理吸附相结合的研究方法,以水工程基础理论为基础,室内实验监测数据为依据开展研究。首先,通过室内静态单因素试验,分别探究反应时间、投加量、溶液pH、初始溶液浓度等因素对Cr（Ⅵ）及Cr（Ⅲ）处理效果的影响,得到还原剂与吸附剂的最佳反应条件。然后,基于单因素试验结果,采用响应曲面法进行还原剂-吸附剂联用处理酸性电镀废水的试验,得到最佳的反应条件。最后,采用动态试验方法,考察吸附剂种类、吸附剂填充量及水力停留时间对Cr（Ⅵ）及总铬穿透曲线的影响,分析得到动态处理时达到最优效果的工艺条件,为处理含铬废水的实际工程提供实验指导和理论依据。具体试验结果如下:（1）比较分析几种还原剂对含铬废水中Cr（Ⅵ）去除效果,CaSx具有反应速度快、pH适应能力强、去除率高、无污染等特点,确定CaSx为最佳还原剂。试验结果表明:增加药剂投加量、增大反应时间、降低溶液pH、稀释含铬废水均有利于CaSx还原含铬废水中Cr（Ⅵ）。（2）多种吸附剂相比,粉煤灰合成沸石对Cr（Ⅲ）的吸附效果明显较其他吸附剂占优。在最优条件下,处理后的废水中总铬浓度满足排放标准。吸附动力学试验研究结果表明:粉煤灰合成沸石吸附Cr（Ⅲ）可用Langmuir吸附等温模型和准二级动力学方程进行描述。在结构上,粉煤灰合成沸石表面粗糙,比表面积较大,利于Cr（Ⅲ）的吸附;去除效果方面,在吸附剂投加量相同的条件下,粉煤灰合成沸石对Cr（Ⅲ）的去除率高。基于以上分析,吸附剂选用粉煤灰合成沸石。（3）在单因素试验的基础上,对CaSx-粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水试验进行BBD响应曲面法优化试验设计。试验结果表明:该模型合理可靠,CaSx投加量为理论投加量的1.8倍,粉煤灰合成沸石投加量约15 g/200 mL电镀含铬废水,pH=3.87,在此条件下,实测Cr（Ⅵ）去除率为99.98%,总铬去除率为99.94%,与模型预测值基本吻合。（4）CaSx-粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水动态试验研究结果表明:吸附剂种类、吸附层高度、进水流速等因素对总铬的穿透曲线影响显着,在相同条件下,天然粉煤灰吸附层穿透时间较短,合成沸石吸附效果较好;以合成沸石作为吸附剂,吸附层高度与其穿透时间成反比;进水流速越大,吸附层穿透时间越短;而以上这些因素对Cr（Ⅵ）的去除影响不大。
王蓓蓓[10]（2016）在《Acinetobacter sp.WB-1同步脱氮除Cr（Ⅵ）及絮凝法固定Cr（Ⅲ）的研究》文中进行了进一步梳理无机氮和六价铬（Cr（Ⅵ））是水体中两类重要的污染物,两者共存将会导致复合污染问题,使处理难度增大,污染综合效应周期增长。而传统技术对于无机氮和金属离子的去除主要依赖于物理化学方法,由于投入成本较高、易造成二次污染等问题使其应用受限。本文从活性污泥中筛选出一株可以在好氧条件下去除硝酸盐（NO3--N）Cr（Ⅵ）的好氧反硝化菌,经鉴定为Acinetobacter属,命名为Acinetobacter sp. WB-1。主要探究Acinetobacter sp. WB-1去除Cr（Ⅵ）的相关性能及机制,并提出用絮凝沉淀法回收还原后可溶态Cr（Ⅲ）化合物；进一步考察Acinetobacter sp. WB-1同步去除NO3--N和Cr（VI）的性能及相互作用关系。Cr（Ⅵ）对Acinetobacter sp. WB-1的毒性,主要依赖于其浓度,高于6.00 mg/L则会明显地抑制菌株的生长和Cr（Ⅵ）的还原。柠檬酸钠可以作为碳源和电子供体使Acinetobacter sp. WB-1对Cr（Ⅵ）进行生物还原,同时柠檬酸钠也可以对Cr（Ⅵ）产生化学还原作用；金属镍、锌的存在会抑制Cr（Ⅵ）的还原,而铜会促进Cr（Ⅵ）的还原。在Cr（VI）还原过程中亚细胞组分的贡献表明细胞质、上清液、胞外聚合物及细胞碎片对Cr（VI）还原起主要作用,且还原产物分别存在于胞内、胞外以及细胞碎片上。因此,提出Acinetobacter sp. WB-1对 Cr（VI）去除机制包括胞内还原、胞外还原及表面固定。进一步对体系中还原后产生的可溶态Cr（Ⅲ）采用絮凝沉淀法加以固定,以聚合氯化铝做混凝剂,最佳加入量为50.00 mg/L, pH稳定在9.0的条件下,可溶态Cr（Ⅲ）的去除率可达95.21%以上。Acinetobacter sp. WB-1同步脱氮除Cr（Ⅵ）最适条件为以乙酸钠作为碳源,C/N比为15,摇床转速200r/min,最佳接菌量为10.00%,NaCl为1.00 g/L,在此条件下,对初始200.00ng/L的NO3--N去除率为91.23%,对初始3.00mg/L的Cr（VI）的转化率为100.00%。进一步在最佳环境条件下,探究WB-1还原无机氮和Cr（VI）之间的关系,结果表明,不同浓度下NO3--N/NO2--N对Cr（VI）还原主要与微生物的生长有关,50.00-500.00mg/L 的 NO3--N,50.00-150.00 mg/L 的 NO2--N对Cr（VI）的还原没有影响。而1.00-30.00mg/L的Cr（Ⅵ）对NH4+-N的去除没有影响,但是会抑制NO3--N/NO2--N的还原,且对NO3--N的抑制包括Cr（Ⅵ）的直接毒性与电子竞争作用,而对NO2--N的抑制主要是依赖于Cr（VI）对NO2--N还原酶的毒性。
二、高浓度含铬(Ⅵ)污染物的微生物解毒研究（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、高浓度含铬(Ⅵ)污染物的微生物解毒研究（论文提纲范文）
（1）河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 重金属对生物的危害与修复重金属的主要方法 |
| 1.1.2 生物修复技术 |
| 1.1.3 微生物修复重金属 |
| 1.1.4 微生物修复重金属污染机理 |
| 1.1.5 植物修复重金属 |
| 1.1.6 植物催化及固定 |
| 1.1.7 植物修复重金属的解毒机理 |
| 1.2 本研究的目的与意义 |
| 1.3 主要研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 土壤细菌群落结构分析及耐六价铬菌株的筛选鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 抗生素 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验仪器与设备 |
| 2.1.4 主要药品及试剂 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 土壤样品采集 |
| 2.2.2 土壤样品基因组DNA提取 |
| 2.2.3 土壤样品基因组DNA的检测 |
| 2.2.4 土壤样品的宏基因组测序及数据分析 |
| 2.2.5 耐铬菌株的筛选鉴定 |
| 2.2.6 菌株的生理生化鉴定 |
| 2.2.7 菌株的药敏试验 |
| 2.2.8 16S r DNA鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 重金属污染土壤中细菌群落结构组成 |
| 2.3.2 耐铬菌株的筛选与鉴定 |
| 2.3.3 菌株Cr13 的生理生化鉴定 |
| 2.3.4 菌株Cr13 的药敏试验结果 |
| 2.3.5 菌株Cr13的16S r DNA鉴定结果 |
| 第3章 耐铬菌株Cr13 的生物学特性分析 |
| 3.1 仪器设备与试剂 |
| 3.1.1 培养基 |
| 3.1.2 仪器设备与试剂 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 Cr13 的生长曲线测定 |
| 3.2.2 Cr13 的最适生长条件的确定 |
| 3.2.3 铜、镍、镉、铬对Cr13 的最小抑制浓度(MIC) |
| 3.2.4 Cr13 的紫外诱变育种 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 Cr13 的生长曲线测定结果 |
| 3.3.2 Cr13 的最适生长条件 |
| 3.3.3 铜、镍、镉、铬对Cr13 的最小抑制浓度(MIC)结果 |
| 3.3.4 Cr13 的紫外诱变育种结果 |
| 第4章 菌株Cr13 对六价铬的去除效率及其优化 |
| 4.1 仪器设备与试剂 |
| 4.1.1 培养基 |
| 4.1.2 土壤来源 |
| 4.1.3 仪器设备及试剂 |
| 4.2 方法 |
| 4.2.1 菌株Cr13 在培养基中对六价铬的去除效率 |
| 4.2.2 土壤基本理化性质测定 |
| 4.2.3 响应面法优化菌株Cr13 去除土壤中六价铬的条件 |
| 4.2.4 菌株Cr13 细胞膜及胞内分泌物对六价铬的还原机理 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株Cr13 在培养基中对六价铬的去除效率 |
| 4.3.2 采集土壤的基本理化性质测定 |
| 4.3.3 响应面法优化菌株Cr13 在土壤中去除六价铬的条件 |
| 4.3.4 耐铬菌株细胞膜及胞内分泌物对六价铬的还原结果 |
| 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（2）李氏禾—蜡状芽孢杆菌体系还原水体Cr（Ⅵ）的协同效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体铬污染现状 |
| 1.1.1 重金属铬简介 |
| 1.1.2 重金属铬污染现状 |
| 1.1.3 重金属铬污染危害 |
| 1.2 水中铬污染的修复方法 |
| 1.2.1 物理处理 |
| 1.2.2 化学处理 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.3 重金属铬对植物的毒害影响 |
| 1.4 蜡状芽孢杆菌和李氏禾对铬胁迫的生理响应 |
| 1.4.1 蜡状芽孢杆菌对铬胁迫的生理响应 |
| 1.4.2 李氏禾对铬胁迫的生理响应 |
| 1.5 本实验研究目的和意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 研究的主要内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第2章 蜡状芽孢杆菌种群数量与协同体系去除Cr(Ⅵ)的剂量-效应关系 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 供试材料与实验方法 |
| 2.2.1 植物的预培养 |
| 2.2.2 实验水培液的基本理化性质 |
| 2.2.3 蜡状芽孢杆菌菌悬浮液制备 |
| 2.3 蜡状芽孢杆菌剂量对李氏禾还原水体Cr(Ⅵ)的影响 |
| 2.3.1 实验设计与测定 |
| 2.3.2 结果与分析 |
| 2.4 最佳蜡状芽孢杆菌剂量与李氏禾还原水体Cr(Ⅵ)的协同效应 |
| 2.4.1 实验设计与测定 |
| 2.4.2 结果与分析 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 结论 |
| 第3章 蜡状芽孢杆菌对李氏禾耐Cr胁迫的生理响应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 供试材料与实验方法 |
| 3.2.1 植物的预培养 |
| 3.2.2 实验水培液的基本理化性质 |
| 3.2.3 蜡状芽孢杆菌剂量投加 |
| 3.2.4 实验设计 |
| 3.2.5 测定项目和方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 蜡状芽孢杆菌对李氏禾根长和生物量的影响 |
| 3.3.2 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 3.3.3 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中叶绿素含量的影响 |
| 3.3.4 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中抗氧化酶含量的影响 |
| 3.3.5 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中金属硫蛋白(MT)含量的影响 |
| 3.3.6 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中植物络合素(PCs)含量的影响 |
| 3.3.7 蜡状芽孢杆菌对李氏禾叶片中可溶性蛋白(TP)含量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 蜡状芽孢杆菌对李氏禾吸附铬的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 供试材料与实验方法 |
| 4.2.1 植物的预培养 |
| 4.2.2 实验水培液的基本理化性质 |
| 4.2.3 蜡状芽孢杆菌剂量投加 |
| 4.2.4 实验设计 |
| 4.2.5 测定项目和方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 蜡状芽孢杆菌对铬在李氏禾体内化学形态的影响 |
| 4.3.2 蜡状芽孢杆菌对李氏禾体内富集铬的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 结论 |
| 第5章 结论和展望 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 含酚废水概述及处理方法 |
| 1.1.1 含酚废水的来源与危害 |
| 1.1.2 含酚废水的处理方法 |
| 1.2 含铬废水概述及处理方法 |
| 1.2.1 含铬废水的来源与危害 |
| 1.2.2 含铬废水的处理方法 |
| 1.3 生物电化学技术在水处理中的应用概述 |
| 1.3.1 生物电化学系统发展历程 |
| 1.3.2 生物电化学系统基本原理 |
| 1.3.3 生物电化学系统废水处理应用概述 |
| 1.3.4 生物电化学处理技术在含酚废水处理中的应用 |
| 1.3.5 生物电化学处理技术在含铬废水处理中的应用 |
| 1.4 本论文的研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 课题研究目的、意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 2 微生物电解池实现苯酚和六价铬的同步去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 MEC的接种与运行 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 耦合MEC的苯酚及六价铬去除效果 |
| 2.3.2 耦合MEC的电流特征 |
| 2.3.3 耦合MEC的阴极污泥特征 |
| 2.3.4 微生物群落组成 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 苯酚阳极氧化过程中互养代谢机制的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要仪器设备 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 MEC的接种与运行 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MEC的有机物及六价铬去除效果 |
| 3.3.2 群体感应活动检测 |
| 3.3.3 电化学分析 |
| 3.3.4 FT-IR及XPS分析 |
| 3.3.5 微生物群落组成 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（4）纳米ZrO2-SRB颗粒对铬和氟污染地下水修复研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容、创新点与技术路线 |
| 2 试验材料及分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 实验主要仪器及药剂 |
| 2.3 检测项目及分析方法 |
| 2.4 细菌包埋的试验方法 |
| 3 有机-无机杂化材料的制备及处理污染地下水试验 |
| 3.1 有机-无机杂化材料的制备原理 |
| 3.2 有机-无机杂化材料的制备试验 |
| 3.3 有机-无机杂化材料处理污染地下水试验 |
| 3.4 杂化材料成分配比对污染地下水去除效果的优化 |
| 3.5 有机-无机杂化材料微观表征分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 菌株的培养驯化、鉴定及处理污染地下水试验 |
| 4.1 菌株的培养驯化 |
| 4.2 菌株的鉴定 |
| 4.3 菌株处理污染地下水试验 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 纳米ZrO2-SRB颗粒处理污染地下水试验及分析 |
| 5.1 纳米ZrO_2-SRB颗粒的制备试验 |
| 5.2 纳米ZrO_2-SRB颗粒处理污染地下水的静态试验 |
| 5.3 纳米ZrO_2-SRB颗粒处理污染地下水的条件优化 |
| 5.4 纳米ZrO_2-SRB颗粒的微观表征分析 |
| 5.5 纳米ZrO_2-SRB颗粒处理污染地下水的动力学分析及吸附等温线模型 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 纳米ZrO2-SRB颗粒处理污染地下水的动态试验 |
| 6.1 纳米ZrO_2-SRB颗粒处理污染地下水的动态试验装置设计 |
| 6.2 纳米ZrO_2-SRB颗粒处理污染地下水的动态试验结果与分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（5）腐败希瓦氏菌对水中Cr（Ⅵ）还原能力强化方法的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 铬及铬污染 |
| 1.1.1 铬的性质及水中形态 |
| 1.1.2 铬污染产生原因 |
| 1.1.3 铬污染危害 |
| 1.2 水体Cr(Ⅵ)污染去除方法 |
| 1.2.1 物理法去除水体Cr(Ⅵ)污染 |
| 1.2.2 化学法去除水体Cr(Ⅵ)污染 |
| 1.2.3 生物法去除水体Cr(Ⅵ)污染 |
| 1.2.4 多种方法联合去除水体Cr(Ⅵ)污染 |
| 1.3 腐败希瓦氏菌及其还原机制 |
| 1.4 电子穿梭体及其在环境治理中的应用 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌株与培养基 |
| 2.1.2 绿茶 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 腐败希瓦氏菌的培养与收集 |
| 2.2.2 腐败希瓦氏菌的生长曲线测定 |
| 2.2.3 Cr(Ⅵ)的分析与测定 |
| 2.2.4 Cr(Ⅵ)标准曲线测定 |
| 2.2.5 nZVI的制备 |
| 2.2.6 微球的制备及优化 |
| 第3章 核黄素强化腐败希瓦氏菌去除水中Cr(Ⅵ)的实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验装置及方法 |
| 3.3 核黄素强化腐败希瓦氏菌去除Cr(Ⅵ)的影响因素 |
| 3.3.1 不同体系对Cr(Ⅵ)的去除效果 |
| 3.3.2 Cr(Ⅵ)初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.3.3 细菌浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.3.4 核黄素浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.3.5 重金属离子对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.3.6 NO_3~-对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.3.7 SO_4~(2-)对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4 核黄素强化固定化腐败希瓦氏菌去除水中Cr(Ⅵ)的影响因素 |
| 3.4.1 不同体系对Cr(Ⅵ)的去除效果 |
| 3.4.2 Cr(Ⅵ)初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4.3 细菌浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4.4 核黄素浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4.5 重金属离子对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4.6 NO_3~-对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.4.7 SO_4~(2-)对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 3.5 核黄素强化腐败希瓦氏菌去除水中Cr(Ⅵ)的机理 |
| 3.5.1 还原产物的SEM和 EDS分析 |
| 3.5.2 还原产物的FTIR分析 |
| 3.5.3 核黄素强化腐败希瓦氏菌还原Cr(Ⅵ)的过程图 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 腐败希瓦氏菌/nZVI协同去除水中Cr(Ⅵ)的实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 游离腐败希瓦氏菌/nZVI协同去除水中Cr(Ⅵ)的影响因素 |
| 4.3.1 不同体系对Cr(Ⅵ)的去除效果 |
| 4.3.2 Cr(Ⅵ)初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.3.3 细菌浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.3.4 nZVI投加量对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.3.5 金属离子对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.3.6 共存SO_4~(2-)对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.3.7 共存NO_3~-对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4 固定化腐败希瓦氏菌/nZVI协同去除水中Cr(Ⅵ)的影响因素 |
| 4.4.1 不同体系去除Cr(Ⅵ)的效果对比 |
| 4.4.2 Cr(Ⅵ)初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4.3 细菌浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4.4 nZVI投加量对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4.5 金属离子对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4.6 共存SO_4~(2-)对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.4.7 共存NO_3~-对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.5 腐败希瓦氏菌/nZVI协同去除水中Cr(Ⅵ)的机理 |
| 4.5.1 还原产物的SEM分析 |
| 4.5.2 还原产物的XPS分析 |
| 4.5.3 还原产物的FTIR分析 |
| 4.5.4 腐败希瓦氏菌/nZVI协同去除水中Cr(Ⅵ)的机理图 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（6）烟气脱硫副产物处理主流钒工业废水及电镀废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 主流钒工业废水来源及危害 |
| 1.2 电镀含铬废水来源及危害 |
| 1.3 含铬含钒废水处理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 电化学法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 光催化法 |
| 1.3.5 生物法 |
| 1.4 氨氮废水处理方法 |
| 1.4.1 空气吹脱法 |
| 1.4.2 化学沉淀法 |
| 1.4.3 离子交换法 |
| 1.4.4 折点氯化法 |
| 1.5 湿式镁法烟气脱硫副产物来源及处理方法 |
| 1.6 半干式钙法烟气脱硫灰来源及处理方法 |
| 1.7 课题的目的及意义 |
| 1.8 课题的研究内容 |
| 第2章 实验材料与检测方法 |
| 2.1 实验试剂及设备 |
| 2.1.1 化学试剂 |
| 2.1.2 主要实验设备 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 废水中六价铬的测定 |
| 2.2.2 废水中总铬的测定 |
| 2.2.3 废水中钒的测定 |
| 2.2.4 废水中氨氮的测定 |
| 2.2.5 脱硫副产物及沉淀物表征分析 |
| 第3章 湿式镁法脱硫副产物处理主流钒工业废水—两步沉淀 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法及流程 |
| 3.3 工艺原理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 pH对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 3.4.2 镁法脱硫副产物用量对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 3.4.3 反应时间对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 3.4.4 pH对TCr和V去除效率的影响 |
| 3.4.5 反应时间对TCr和V去除效率的影响 |
| 3.4.6 pH对氨氮去除效率的影响 |
| 3.4.7 摩尔比n(Mg~(2+)):n(NH_4~+):n(PO_4~(3-))对氨氮去除效率的影响 |
| 3.4.8 反应时间对氨氮去除效率的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 湿式镁法脱硫副产物处理主流钒工业废水—一步沉淀 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法及流程 |
| 4.3 工艺原理 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 pH对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 4.4.2 镁法脱硫副产物用量对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 4.4.3 反应时间对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 4.4.4 pH对钒、铬及氨氮去除效率的影响 |
| 4.4.5 摩尔比n(Mg~(2+))(NH_4~+):n(PO_4~(3-))对氨氮去除效率的影响 |
| 4.4.6 反应时间对钒、铬及氨氮去除效率的影响 |
| 4.4.7 共沉淀物表征分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 半干式钙法脱硫灰处理主流钒工业废水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法及流程 |
| 5.3 工艺原理 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 pH对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 5.4.2 半干式钙法脱硫灰用量对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 5.4.3 反应时间对Cr(Ⅵ)和V(Ⅴ)还原效率的影响 |
| 5.4.4 pH对TCr和V去除效率的影响 |
| 5.4.5 反应时间对TCr和V去除效率的影响 |
| 5.4.6 pH对氮去除效率的影响 |
| 5.4.7 摩尔比n(Mg~(2+)):n(NH_4~+):n(PO_4~(3-))对氨氮去除效率的影响 |
| 5.4.8 反应时间对氨氮去除效率的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 湿式镁法脱硫副产物处理电镀含铬废水 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法及流程 |
| 6.3 工艺原理 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 pH对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 6.4.2 镁法脱硫副产物用量对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 6.4.3 反应时间对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 6.4.4 pH对TCr去除效率的影响 |
| 6.4.5 反应时间对TCr去除效率的影响 |
| 6.4.6 沉淀物表征分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 半干式钙法脱硫灰处理电镀含铬废水 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方法及流程 |
| 7.3 工艺原理 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 pH对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 7.4.2 半干式钙法脱硫灰用量对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 7.4.3 反应时间对Cr(Ⅵ)还原效率的影响 |
| 7.4.4 pH对TCr去除效率的影响 |
| 7.4.5 反应时间对TCr去除效率的影响 |
| 7.4.6 重金属沉淀物表征分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 沉淀物分析及其资源化利用 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 实验方法及流程 |
| 8.3 湿式镁法脱硫副产物处理主流钒工业废水沉淀物 |
| 8.3.1 重金属沉淀物表征分析及其资源化利用 |
| 8.3.2 氨氮沉淀物表征分析 |
| 8.4 半干式钙法脱硫灰处理主流钒工业废水沉淀物 |
| 8.4.1 还原阶段沉淀物表征分析 |
| 8.4.2 重金属沉淀物表征分析及其资源化利用 |
| 8.4.3 氨氮沉淀物表征分析 |
| 8.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的学术成果 |
| 作者简介 |
（7）复合地质聚合物固化/稳定化铬渣及其强化技术研究（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 铬渣的来源与危害 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 铬渣处置方法研究现状 |
| 1.3.2 地质聚合物研究现状 |
| 1.3.3 地质聚合物固化/稳定化含铬废物研究现状 |
| 1.4 课题研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 论文创新点及技术路线 |
| 1.5.1 论文创新点 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.4 活性矿物材料及碱激发剂 |
| 2.4.1 矿渣 |
| 2.4.2 粉煤灰 |
| 2.4.3 偏高岭土 |
| 2.4.4 普通硅酸盐水泥 |
| 2.4.5 碱激发剂 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 复合地质聚合物制备方法 |
| 2.5.2 铬渣固化体制备方法 |
| 2.5.3 纳米零价铁还原铬渣中六价铬 |
| 2.5.4 还原铬渣固化体制备方法 |
| 2.5.5 超声波联合纳米零价铁还原铬渣中六价铬 |
| 2.5.6 超声波强化复合地质聚合物 |
| 2.5.7 超声-还原铬渣固化体制备方法 |
| 3 铬渣的基本特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铬渣的物化特性分析 |
| 3.2.1 铬渣物理性质分析 |
| 3.2.2 铬渣化学组成分析 |
| 3.2.3 铬渣物相分析 |
| 3.2.4 铬渣微观形貌分析 |
| 3.3 铬渣中重金属铬污染特性分析 |
| 3.3.1 铬渣中重金属铬全量分析 |
| 3.3.2 铬渣中重金属铬形态分析 |
| 3.3.3 铬渣中重金属铬浸出毒性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 复合地质聚合物的制备及表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 矿渣-偏高岭土基地质聚合物的制备及性能研究 |
| 4.2.1 偏高岭土掺量的影响 |
| 4.2.2 水玻璃模数的影响 |
| 4.2.3 液固比的影响 |
| 4.2.4 优化正交实验 |
| 4.3 粉煤灰-偏高岭土基地质聚合物的制备及性能研究 |
| 4.3.1 偏高岭土掺量的影响 |
| 4.3.2 水玻璃模数的影响 |
| 4.3.3 液固比的影响 |
| 4.4 矿渣-粉煤灰-偏高岭土基地质聚合物的制备及性能研究 |
| 4.4.1 矿渣-粉煤灰掺比的影响 |
| 4.4.2 水玻璃模数的影响 |
| 4.4.3 液固比的影响 |
| 4.5 复合地质聚合物表征与分析 |
| 4.5.1 孔结构分析 |
| 4.5.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 4.5.3 综合热分析(TG-DSC) |
| 4.5.4 扫描电镜-能谱(SEM-EDS)分析 |
| 4.5.5 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.5.6 核磁共振(NMR)分析 |
| 4.6 复合地质聚合物反应机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 复合地质聚合物固化/稳定化铬渣及机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 矿物材料对六价铬的还原、吸附作用 |
| 5.2.1 矿物材料的还原性测试 |
| 5.2.2 矿物材料对六价铬的还原吸附实验 |
| 5.3 铬渣固化体的制备及性能测试 |
| 5.3.1 铬渣固化体抗压强度测试 |
| 5.3.2 铬渣固化体颗粒浸出毒性测试 |
| 5.3.3 铬渣固化体表面浸出毒性测试 |
| 5.4 铬渣固化体表征与分析 |
| 5.4.1 铬渣固化体中重金属铬形态分析 |
| 5.4.2 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 5.4.3 孔结构分析 |
| 5.4.4 X射线衍射(XRD)分析 |
| 5.4.5 扫描电镜-能谱(SEM-EDS)分析 |
| 5.4.6 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 5.4.7 核磁共振(NMR)分析 |
| 5.5 复合地质聚合物固化/稳定化铬渣的机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 纳米零价铁强化复合地质聚合物固化/稳定化铬渣的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 纳米零价铁的基本性质及表征 |
| 6.3 纳米零价铁还原处理铬渣 |
| 6.3.1 溶液初始pH的影响 |
| 6.3.2 纳米零价铁投加量的影响 |
| 6.3.3 还原后铬渣表征与分析 |
| 6.4 还原铬渣固化体的制备及性能测试 |
| 6.4.1 还原铬渣固化体抗压强度测试 |
| 6.4.2 还原铬渣固化体颗粒浸出毒性测试 |
| 6.4.3 还原铬渣固化体表面浸出毒性测试 |
| 6.5 还原铬渣固化体表征与分析 |
| 6.5.1 还原铬渣固化体中重金属铬形态分析 |
| 6.5.2 孔结构分析 |
| 6.5.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 6.5.4 扫描电镜-能谱(SEM-EDS)分析 |
| 6.5.5 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 6.5.6 核磁共振(NMR)分析 |
| 6.6 纳米零价铁强化复合地质聚合物固化/稳定化铬渣的机理分析 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 超声波联合纳米零价铁双向强化复合地质聚合物固化/稳定化铬渣的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 超声波联合纳米零价铁还原处理铬渣 |
| 7.2.1 超声功率的影响 |
| 7.2.2 溶液初始pH的影响 |
| 7.2.3 纳米零价铁投加量的影响 |
| 7.2.4 超声-还原后铬渣表征与分析 |
| 7.3 超声波强化复合地质聚合物性能研究 |
| 7.3.1 超声作用下矿物材料的活性溶出 |
| 7.3.2 超声作用下合成复合地质聚合物的抗压强度测试 |
| 7.3.3 超声作用下合成复合地质聚合物表征与分析 |
| 7.4 超声-还原铬渣固化体的制备及性能测试 |
| 7.4.1 超声-还原铬渣固化体抗压强度测试 |
| 7.4.2 超声-还原铬渣固化体颗粒浸出毒性测试 |
| 7.4.3 超声-还原铬渣固化体表面浸出毒性测试 |
| 7.5 超声-还原铬渣固化体表征与分析 |
| 7.5.1 超声-还原铬渣固化体中重金属铬形态分析 |
| 7.5.2 孔结构分析 |
| 7.5.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 7.5.4 扫描电镜-能谱(SEM-EDS)分析 |
| 7.5.5 傅里叶转换红外光谱(FTIR)分析 |
| 7.5.6 核磁共振(NMR)分析 |
| 7.6 超声波-纳米零价铁双向强化地质聚合物固化/稳定化铬渣的机理分析 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
（8）乙醇驯化的硫酸盐还原菌处理高浓度含铬废水实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状及进展 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 还原法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.2.5 离子交换法 |
| 1.2.6 生物法 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料及测定方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样品来源 |
| 2.1.2 实验用培养基 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.1.4 实验器材 |
| 2.2 水质指标测定方法 |
| 2.2.1 六价铬的测定 |
| 2.2.2 总铬的测定 |
| 2.2.3 硫酸根的测定 |
| 3 降铬菌株的培养驯化及鉴定 |
| 3.1 降铬菌株的富集培养 |
| 3.2 降铬菌株的驯化 |
| 3.3 降铬菌株的纯化分离 |
| 3.4 降铬菌株生长曲线的测定 |
| 3.5 细菌染色及扫描电镜观察 |
| 3.5.1 单染色法 |
| 3.5.2 革兰氏染色 |
| 3.5.3 鞭毛染色 |
| 3.5.4 芽孢染色 |
| 3.5.5 扫描电镜观察 |
| 3.6 菌株的生理生化特性分析 |
| 3.6.1 糖发酵实验 |
| 3.6.2 伏-普二氏实验 |
| 3.6.3 甲基红实验 |
| 3.6.4 H2S产生试验 |
| 3.6.5 接触酶实验 |
| 3.6.6 柠檬酸盐实验 |
| 3.6.7 吲哚实验 |
| 3.6.8 氧化酶实验 |
| 3.6.9 明胶液化实验 |
| 3.7 菌株的综合鉴定 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 菌株处理含Cr(Ⅵ)废水的条件优化及机理探究 |
| 4.1 菌株处理含Cr(Ⅵ)废水的单因素实验 |
| 4.1.1 pH值对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.1.2 温度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.1.3 初始Cr(Ⅵ)浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.1.4 菌废比对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.1.5 碳源对Cr(Ⅵ)去除率的影响 |
| 4.1.6 其他重金属对菌株处理Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.1.7 硫酸根浓度对菌株处理Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2 菌株处理含Cr(Ⅵ)废水的回归旋转实验 |
| 4.2.1 回归旋转实验设计 |
| 4.2.2 回归关系的显着性检验 |
| 4.2.3 回归旋转方程第二次方差分析 |
| 4.3 菌株降铬的机理分析 |
| 4.3.1 H2S途径的样品预处理 |
| 4.3.2 吸附途径的细菌胞外聚合物制备 |
| 4.3.3 细菌还原酶途径的细胞预处理 |
| 4.3.4 各途径对Cr(Ⅵ)的还原实验 |
| 4.4 菌株降铬的还原动力学研究 |
| 4.4.1 动力学模型的选择 |
| 4.4.2 细菌计数 |
| 4.4.3 动力学参数拟合 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 菌株处理含Cr(Ⅵ)废水的动态实验研究 |
| 5.1 动态试验装置及运行条件 |
| 5.2 动态试验装置的启动方式 |
| 5.3 不同填料动态柱处理铬的效果对比 |
| 5.3.1 不同填料动态柱的pH值变化 |
| 5.3.2 不同填料动态柱对Cr(Ⅵ)的处理效果 |
| 5.3.3 不同填料动态柱对总铬的处理效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）多硫化钙—粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水试验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 含铬废水来源、危害及特征 |
| 1.1.1 含铬废水来源及特征 |
| 1.1.2 含铬废水危害 |
| 1.2 含铬废水处理的国内外研究现状及进展 |
| 1.2.1 化学处理法 |
| 1.2.2 物理化学处理法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 选题目的和意义 |
| 1.4 研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 2.试验材料与方法 |
| 2.1 含铬废水 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 还原剂 |
| 2.2.2 吸附剂 |
| 2.2.3 试验材料的制备 |
| 2.3 试验试剂、仪器设备及方法 |
| 2.3.1 试验试剂 |
| 2.3.2 试验仪器设备 |
| 2.3.3 水质指标的测定方法 |
| 3.还原剂处理含铬废水中Cr(Ⅵ)试验研究 |
| 3.1 还原剂种类对Cr(Ⅵ)去除效果的影响 |
| 3.2 CaS_x处理含铬废水中Cr(Ⅵ)试验研究 |
| 3.2.1 反应时间对Cr(Ⅵ)处理效果影响 |
| 3.2.2 CaS_x投加量对Cr(Ⅵ)处理效果影响 |
| 3.2.3 pH对Cr(Ⅵ)处理效果影响 |
| 3.2.4 含铬废水浓度对Cr(Ⅵ)处理效果影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.吸附剂处理含铬废水中Cr(Ⅲ)试验研究 |
| 4.1 吸附剂种类Cr(Ⅲ)去除效果的影响 |
| 4.2 吸附机理分析 |
| 4.2.1 物理性质分析 |
| 4.2.2 SEM分析 |
| 4.2.3 XRD分析 |
| 4.3 粉煤灰合成沸石吸附含铬废水中Cr(Ⅲ)试验研究 |
| 4.3.1 反应时间对Cr(Ⅲ)处理效果影响 |
| 4.3.2 粉煤灰合成沸石投加量对Cr(Ⅲ)处理效果影响 |
| 4.3.3 pH对Cr(Ⅲ)处理效果影响 |
| 4.3.4 含铬废水初始浓度对Cr(Ⅲ)处理效果影响 |
| 4.4 吸附动力学分析 |
| 4.4.1 吸附等温线 |
| 4.4.2 吸附动力学 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.响应曲面法优化CaS_x-粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水试验 |
| 5.1 响应曲面法 |
| 5.2 响应曲面法优化设计 |
| 5.3 试验结果分析 |
| 5.4 响应面分析 |
| 5.5 优化设计方案 |
| 5.6 本章小结 |
| 6.CaS_x-粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水动态试验 |
| 6.1 动态试验装置及方法 |
| 6.1.1 动态试验仪器 |
| 6.1.2 动态试验装置 |
| 6.1.3 动态试验方法 |
| 6.2 试验结果及分析 |
| 6.2.1 吸附剂种类对铬处理效果影响 |
| 6.2.2 吸附层高度对铬处理效果影响 |
| 6.2.3 进水流速对铬处理效果影响 |
| 6.3 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（10）Acinetobacter sp.WB-1同步脱氮除Cr（Ⅵ）及絮凝法固定Cr（Ⅲ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 NO_3~--N和Cr(Ⅵ)治理的必要性 |
| 1.1.1 NO_3~--N的污染状况 |
| 1.1.2 NO_3~--N污染来源及危害 |
| 1.1.3 铬污染的状况 |
| 1.1.4 铬污染的来源及危害 |
| 1.2 NO_3~--N的治理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 Cr(Ⅵ)的治理技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 生物法同步去除Cr(Ⅵ)和NO_3-N |
| 1.5 选题依据及研究内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 Acinetobacter sp.WB-1的分离和鉴定 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 分析方法 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 微生物的分离鉴定 |
| 2.2.2 Acinetobacter sp.WB-1脱氮除Cr(Ⅵ)性能检测 |
| 2.3 小结 |
| 3 Acinetobacter sp.WB-1的Cr(Ⅵ)的还原性能与机制 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 材料与分析方法 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Cr(Ⅵ)对Acinetobacter sp.WB-1的毒性 |
| 3.2.2 培养基组成对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 3.2.4 细胞组分对Cr(Ⅵ)的还原的作用 |
| 3.2.5 铬在微生物的亚细胞分布 |
| 3.2.6 Acinetobacter sp.WB-1对Cr(Ⅵ)还原机制 |
| 3.2.7 絮凝沉淀法固定还原后可溶Cr(Ⅲ) |
| 3.3 小结 |
| 4 Acinetobacter sp.WB-1同步脱氮除Cr(Ⅵ)性能研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 材料和分析方法 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 碳源对同步脱氮除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.2 碳氮比对同步脱氮除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.3 接种量对同步脱氮除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.4 溶解氧对同步脱氮除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.5 NaCl浓度对同步脱氮除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.6 不同氮浓度对Cr(Ⅵ)还原的影响 |
| 4.2.7 不同Cr(Ⅵ)浓度对氮去除的影响 |
| 4.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、高浓度含铬(Ⅵ)污染物的微生物解毒研究（论文参考文献）
- [1]河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究[D]. 宫达非. 广西师范大学, 2021(09)
- [2]李氏禾—蜡状芽孢杆菌体系还原水体Cr（Ⅵ）的协同效应研究[D]. 林志毅. 桂林理工大学, 2020(01)
- [3]苯酚-铬MEC的构建及苯酚阳极氧化机理的初步探究[D]. 孙呈. 大连理工大学, 2020(02)
- [4]纳米ZrO2-SRB颗粒对铬和氟污染地下水修复研究[D]. 张颖. 辽宁工程技术大学, 2019(07)
- [5]腐败希瓦氏菌对水中Cr（Ⅵ）还原能力强化方法的研究[D]. 徐文强. 中南民族大学, 2020(08)
- [6]烟气脱硫副产物处理主流钒工业废水及电镀废水的研究[D]. 方得安. 东北大学, 2019(01)
- [7]复合地质聚合物固化/稳定化铬渣及其强化技术研究[D]. 黄萧. 重庆大学, 2018(04)
- [8]乙醇驯化的硫酸盐还原菌处理高浓度含铬废水实验研究[D]. 张佳雯. 辽宁工程技术大学, 2017(05)
- [9]多硫化钙—粉煤灰合成沸石联用处理含铬废水试验研究[D]. 赵雪. 辽宁工程技术大学, 2017(05)
- [10]Acinetobacter sp.WB-1同步脱氮除Cr（Ⅵ）及絮凝法固定Cr（Ⅲ）的研究[D]. 王蓓蓓. 大连理工大学, 2016(03)