一、离子交换树脂的污染及处理（论文文献综述）
蔡佳玲[1]（2021）在《中性采铀水冶工艺中毒树脂的解毒技术研究》文中进行了进一步梳理离子交换树脂是铀水冶生产中不可缺少的生产工具,其通过高效专一的吸附性能实现铀酰离子的分离富集。然而,由于采铀浸出液组分复杂,除铀之外还溶解了大量的其他阴阳离子,采铀所需要的氧化氛围使得浸出液中还含有大量的有机质,离子交换树脂由于长期反复使用,部分易吸附难解吸的物质在树脂上积累,达到一定量时则称之为树脂中毒,如果不及时使其再生,树脂将会逐渐丧失对铀的分离富集能力,必将导致工厂生产效率降低,并影响产品质量。本文针对新疆某铀矿中性地浸采铀水冶厂中毒树脂,以不改变树脂物理化学性能为前提下,针对树脂解毒再生所面临的生产实际问题,系统开发一种更为高效、环保、低成本的解毒技术。本文主要研究内容分为:（1）树脂中毒类型及程度的研究。对铀水冶工艺路线、水冶工作记录以及对国内外相关文献资料调研,通过现场采集吸附前后浸出液、中毒树脂、各环节堵塞垢、岩心等样品,并对样品进行成分分析和扫描电子显微镜、傅里叶变换红外光谱仪、比表面积仪等微观结构表征,分析树脂中毒的原因及程度。结果表明,由于该水冶厂采用的CO2+O2中性氧化条件下进行铀的浸出,浸出液中除铀酰离子之外,还存在有大量低分子有机硅、有机碳等成分,树脂常年在此条件下对铀酰离子进行分离富集,随着工艺的循环累计,有机碳、有机硅和部分铁、铝等杂质在树脂上累积,从树脂对铀的饱和吸附容量及中毒树脂的解吸物组成来看,树脂已经达到有机物中度堵塞和硅重度污染的程度,树脂表面被浮游物质包裹,内部骨架孔径被堵塞,比表面积降低。（2）树脂解毒试剂配方的研究。以树脂对铀的工作吸附容量恢复率、毒物去除率、比表面积、树脂机械强度为考察指标,采用静态浸泡解毒的方式,对解毒试剂进行综合筛选。结果表明,1.5%的Na Cl O溶液对树脂中目标杂质具有良好的去除效果,经解毒后树脂对铀酰离子的吸附容量恢复至80%以上,在此条件下树脂机械强度未受影响,树脂外形无明显破坏,电镜的微观结构图谱显示树脂骨架微孔结构和比表面积仪所测得比表面积显示,解毒后树脂基本恢复至新树脂水平。（3）树脂解毒机理的研究。依据毒物的解吸即解毒剂的吸附这一离子交换本质过程,通过静态浸泡方式,进一步考察解毒剂的浓度、固液比、温度、时间对树脂毒物去除率的影响,并从动力学和热力学角度对解毒机理进行探究。结果表明,采用1.5%的Na Cl O溶液在固液比为1:100的条件下,于室温下浸泡2.5 h后,树脂的吸附容量、硅去除率、有机物去除率分别达90%、85%、70%以上,动力学和热力学研究表明,树脂对Cl O-的吸附行为更符合Langmuir模型,属于单分子层吸附,则可以推出树脂对Cl O-的吸附行为（毒物的解吸过程）是自发、放热的,升温有利于树脂毒物的解吸,其解毒速度的快慢主要受到液膜扩散的控制。（4）树脂动态解毒工艺研究及综合评价。采用柱上动态淋洗解吸的方式,通过控制动态淋洗流速,对比静态浸泡方法,以接触时间、试剂消耗量为考察指标,以确定合适的树脂解毒工艺参数,并进行综合评价。结果表明,与静态浸泡法相比,10 m L中毒树脂柱床以0.2 mL min-1流速淋洗,经过15倍树脂床体积溶液后,此时树脂对铀的工作吸附容量恢复率可达到94%以上,与静态浸泡解毒工艺对比,可节省85%的试剂消耗与50%的解毒时间。采用该方法进行树脂再生,可实现在降低成本的同时减少废液的排放,大大提高了工作效率。
段英慧[2]（2021）在《金属有机骨架/大孔树脂复合材料的制备及其深度净化废水的研究》文中认为随着经济社会的发展水体污染状况愈发严重,现在的水体污染表现出一些新型的特点,如典型的有机染料、农药和药品等有机污染物,因其对生态可持续性和人体健康的潜在负面影响而备受关注,去除水体污染物的方法有很多,吸附法因其良好的去除效果而备受青睐,因此,制备一种高效快速的吸附材料是十分必要的。虽然吸附材料种类繁多,但因吸附位点和三维结构等对材料的吸附效果有非常重要的影响,所以MOF就因其良好的金属位点和三维立体结构而受到较多关注,但MOF材料的粒径多在微米级,吸附完成后难以与水相分离,用作快速过滤装置的填料时压降较大,在吸附过程中被吸附的物质扩散速度较慢,吸附动力学性能欠佳,并且MOF材料在水相中的稳定性较差。为解决MOF存在的上述问题而引入了D201大孔阴离子交换树脂,它具有较高的机械、化学稳定性及优良的水动力学性能,并可通过季胺基团的离子交换作用“预富集”目标离子。因此,本研究通过构筑大孔/微孔层级结构提高材料的水动力学/吸附动力学性能,结合离子交换及特异性吸附作用提升材料的吸附量及吸附速率,构建可用于废水深度净化的高效、稳定吸附材料。为保护D201树脂内的离子基团,利用了较为温和的水热法将UIO-66、ZIF-67和MIL-53三种MOF引入到树脂中,在其内部原位合成了UIO-66/D201、ZIF-67/D201和MIL-53/D201三种复合材料,并采用X射线衍射（XRD）、傅里叶转换红外光谱（FTIR）、扫描电子显微镜（SEM）、能量散射谱（EDS）和比表面积与孔隙度分析仪（BET）等表征手段对三种复合材料的晶形晶貌和基本结构进行表征;为了考察UIO-66/D201、ZIF-67/D201、MIL-53/D201三种复合材料的吸附效果,以阿洛西林钠和羟乙膦酸钠为典型污染物进行吸附实验。因为复合材料的投加量与去除率密切相关,所以首先考察了投加量对复合材料作为吸附剂时的影响;同时因为p H影响了复合材料在水体中的存在形态,因此考察了不同酸碱环境下复合材料的吸附效能;又因为水体基质效应较为复杂,其可能与目标吸附质存在竞争,所以还考察了水体中不同离子(Cl-、SO42-、Si O32-)对吸附效能的影响。对UIO-66/D201、ZIF-67/D201、MIL-53/D201三种复合材料分别进行了吸附动力学和热力学的实验,并对其进行拟合来获得相关热动力学参数,结果表明:XRD、FTIR、SEM、EDS的分析结果均表明三种复合材料已成功制备。吸附实验结果表明:UIO-66/D201对阿洛西林钠和羟乙膦酸钠的吸附都是在添加量为0.5g/L时能达到较为理想的去除效果,其去除率分别为91.1%和90.7%;ZIF-67/D201对阿洛西林钠的吸附同样是在添加量为0.5g/L时能达到比较理想的去除效果,其去除率为89.5%;MIL-53/D201对羟乙膦酸钠的吸附也是在添加量为0.5 g/L时能达到比较理想的吸附效果,其去除率为83.2%。对比发现UIO-66/D201比ZIF-67/D201对阿洛西林钠的吸附效能更好,UIO-66/D201比MIL-53/D201对羟乙膦酸钠的吸附效果更好。因为复合材料在不同p H值下具有不同的存在形态,所以得到UIO-66/D201对阿洛西林钠的去除率随p H的增大而降低的结果,在p H值为3时去除率最高,在p H值为11时去除率最低;ZIF-67/D201对阿洛西林钠的吸附效果随p H的增大而下降,在p H值为3时去除效果最佳,在p H值为11时去除效果最差;MIL-53/D201对羟乙膦酸钠的吸附效果随p H的增大而下降,在p H值为3时去除率最高,在p H值为11时去除率最低,相比上面两种复合材料其在p H=11时去除率下降更明显。当吸附溶液中有Cl-、SO42-、Si O32-存在时,复合材料的吸附效果表现出较大的差异,三种离子中都是Cl-对材料的去除率影响最大,Cl-的存在使得UIO-66/D201、ZIF-67/D201和MIL-53/D201的去除率由91.1%、89.5%和83.2%降低到79.4%、79.9%和73.2%。通过热动力学实验可以得到,UIO-66/D201对阿洛西林钠和羟乙膦酸钠的最大饱和吸附量分别为142.5 mg/g和142.5 mg/g,ZIF-67/D201对阿洛西林钠的最大饱和吸附量为137.1 mg/g,MIL-53/D201对羟乙膦酸钠的最大饱和吸附量为122.3 mg/g,UIO-66/D201和MIL-53/D201的吸附动力学和热力学模型都分别符合准二级动力学和Langmuir吸附模型,即以化学吸附和单层吸附为主,ZIF-67/D201则符合准二级动力学和Freundlich吸附模型,即以化学吸附和多层吸附为主。
宋尧[3]（2021）在《超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究》文中指出随着我国工业化的快速发展,水体中重金属污染问题已引起人们的广泛关注。重金属Cr（Ⅵ）具有高毒性、易累积和难降解的特点,对人类身体健康和生态安全造成了严重的威胁。目前,离子交换吸附法是处理含Cr（Ⅵ）废水最为经济有效的技术方法,其关键因素是离子交换过程中的液固传质效果和吸附效率。超重力技术作为一种新型过程强化技术,在强化相间传质和混合过程表现出优异的性能。基于此,将超重力技术应用于D201树脂改性及对重金属Cr（Ⅵ）吸附的液固传质过程。以超重力旋转填料床（RPB）为过程强化设备,系统研究了超重力场中D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附行为及作用机理。利用超重力强化微观混合特性,实现对树脂填料改性制备D201树脂负载纳米金属氧化物复合材料,以提高D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附选择性和吸附能力。从吸附平衡、吸附热力学与吸附动力学角度考察D201树脂改性材料对Cr（Ⅵ）的作用机制,确定吸附过程的速率控制步骤,探究超重力强化离子交换传质过程的内在因素,揭示改性复合材料提高Cr（Ⅵ）吸附效率的根本原因。本论文的主要研究内容及结果如下:（1）以D201树脂为填料,研究了超重力场中D201树脂对重金属Cr（Ⅵ）的吸附特性。研究结果表明,D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附平衡符合Langmuir等温吸附模型,其平衡吸附量是169.56 mg/g,吸附热是3.425 k J/mol,说明该过程为单分子层的吸热反应;D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合拟一级吸附动力学模型,颗粒内扩散是该过程的速率控制步骤。超重力环境下D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附速率常数为0.0547 min-1,是相同实验条件下磁力搅拌器（STR）中吸附速率常数的1.68倍,表明超重力场可有效提高D201树脂对Cr（Ⅵ）的吸附速率。（2）为提高D201树脂的吸附选择性与吸附能力,基于超重力强化微观混合特性,采用超重力-离子交换表面沉积法制备D201树脂负载纳米水合氧化铁复合材料（D201-HFO）。研究结果表明,随着超重力因子和液体流量的增加,D201-HFO的Fe负载量和反应活性呈现先增加后减小的趋势,得到最佳工艺参数为超重力因子72.23、液体流量80 L/h。在该条件下,RPB中制备的D201-HFO复合材料平均粒径大小为10.34 nm,比表面积为17.31m2/g,Fe含量为4.21%。（3）以D201-HFO为填料,Cr（Ⅵ）溶液为离子交换对象,RPB为过程强化手段,研究了超重力场强化D201-HFO对Cr（Ⅵ）的离子交换吸附过程。吸附动力学研究表明,D201-HFO对Cr（Ⅵ）的吸附过程,膜扩散和内扩散占据主导地位。RPB中的膜扩散速率常数为8.554 mg·g-1·min-0.5,是STR中膜扩散速率常数的2.14倍;RPB中的内扩散速率常数为8.958 mg·g-1·min-0.5,是STR中内扩散速率常数的1.15倍,表明超重力可通过强化表面扩散过程,提高D201-HFO对Cr（Ⅵ）的吸附速率。NO3-和SO42-共存离子的存在对D201-HFO去除Cr（Ⅵ）过程表现为抑制作用。相比于D201树脂,D201-HFO具有更高的Cr（Ⅵ）去除率和共存离子抗干扰能力。利用Langmuir模型计算得到D201-HFO对Cr（Ⅵ）的平衡吸附容量为179.14 mg/g。（4）为进一步提高D201-HFO的化学稳定性和吸附能力,以水合氧化锆为第二金属氧化物,D201树脂为载体在RPB中制备负载型铁锆氧化物复合材料（D201-Fe-Zr）,并研究其对重金属Cr（Ⅵ）的吸附性能。研究发现,相同p H条件下,D201-Fe-Zr中Fe的溶出率明显高于Zr的溶出率;当p H>3时,D201-Fe-Zr复合材料中的Zr基本没有溶出。由此可见,锆氧化物的负载可有效提高复合材料的化学稳定性。在适宜条件下,D201-Fe-Zr对Cr（Ⅵ）的平衡吸附容量为193.05 mg/g。XPS分析手段表明铁锆氧化物的负载与Cr（Ⅵ）具有更强的配位络合作用,促进了对Cr（Ⅵ）的吸附。经过5次吸附再生循环,D201-Fe-Zr对Cr（Ⅵ）的去除率依旧保持在90.81%,具有良好的重复使用性。
宋亚宁[4]（2021）在《电镀废水铜回收实验研究及工程应用》文中指出近年来,中国经济飞速发展,电子行业也发展迅速,成为了世界最大的印刷电路板制造国,中国的印制电路板（Printed Circuit Board,PCB）产值已经占世界总产值的一半以上。但随之而来的是每年产生了大量的电镀废水,这些电镀废水中含有大量的铜离子,如果没有进行有效地处理,不仅对环境造成严重的影响,也对资源造成严重的浪费。因此,本论文针对电镀含铜废水,进行了离子交换树脂法对铜离子的富集实验;化学沉淀法、电解法、纳滤+冷却结晶法对铜离子的回收实验,提出了一种高效、经济的“离子交换法+纳滤+冷却结晶”的联合工艺,用于PCB废水的实际处理,达到了废水达标排放和铜离子回收的效果。本论文研究结论如下:（1）选取了001×7树脂、D001树脂、杜笙CH-90树脂、争光D851树脂四种离子交换树脂,进行了静态吸附实验。实验表明:001×7树脂和D001树脂的吸附性能比较接近,对铜离子的吸附率明显高于杜笙CH-90树脂和争光D851树脂。在25℃、pH值为4、初始浓度为100mg/L时,001×7树脂和D001树脂对铜离子的吸附率都达到了99%以上。考虑到001×7树脂价格较为低廉,因此选取001×7树脂应用于废水处理改造工程;（2）开展了化学沉淀法、电解实验、纳滤-冷却结晶实验回收线路板废水中铜离子的研究。化学沉淀法分别研究了硫化钠沉淀法和氢氧化钠沉淀法回收铜离子的效果。硫化钠沉淀法产物为硫酸铜,其回收率最高可达99.3%;氢氧化钠沉淀法产物为氢氧化铜,其回收率最高可达99.0%。电解实验研究了电解时间、pH、极板间距、电压、初始浓度、电极材料对电解实验效果的影响,得到了电解法回收铜的最佳条件:阳极采用钛电极,pH值为3,电极板之间的间距为4cm,电压为4V,初始浓度为12g/L。纳滤-冷却结晶法先对铜离子进行了纳滤浓缩,使铜离子浓度达到40g/L,随后调节pH值为2左右,得到了五水硫酸铜结晶,且纯度达到了99%以上;（3）将离子交换、纳滤、冷却结晶技术应用于广东省某PCB厂电镀废水的工艺改造。采用新工艺后,系统出水的各项指标都得到了明显改善,其中铜离子浓度、氨氮、总氮均比旧工艺降低了50%以上,COD和总磷也削减了25%以上,铜离子回收率增加了11.26%,每吨铜回收的经济成本减少了2003.9元,取得了很好的废水处理效果和经济效果。
宋琦[5]（2021）在《放射性废树脂流化裂解和核素矿化包容技术研究》文中指出核电是一种清洁低碳能源,未来有望大规模替代化石燃料。但是,在核技术开发和核能利用过程中,全球每年产生约20万立方米的中低辐射水平放射性废弃物,开发安全高效的中低放射性废物处理技术已成为国内外共同关注的焦点问题。其中,放射性废树脂是最难处理的中低放射性废物之一,其放射性活度约占核废物总放射性的80%,体积占比为23%-43%。我国目前多采用水泥固化法处理放射性废树脂,存在废物增容、固化体稳定性差、安全性低的问题。国际上工程应用效果良好的蒸汽重整技术可以在流化床反应器中同步实现放射性废树脂的高效减容和核素的安全固化,将微量放射性核素从大体积的废树脂中释放并被小体积的矿物固化包容。在蒸汽重整反应中,由于裂解、矿化、包容等多个反应同步进行、相互影响,使得反应过程异常复杂,反应机理尚不明确,不仅存在放射性核素易挥发、微量核素难固化的问题,而且对微量核素在树脂和矿物中的迁移和反迁移规律的认识不清,严重阻碍了该技术的国产化开发和工程化应用。本文采用流化裂解技术使微量核素从废树脂中释放并可控迁移至目标位点,通过矿化包容反应使核素固化在铝硅酸盐矿物晶格中实现反迁移。重点探索模拟废阳离子交换树脂的裂解规律,耦合铝硅酸盐矿物对核素的高效吸附捕获,抑制核素不可控的挥发弥散路径;研究铝硅酸盐矿物合成反应的特性,揭示微量核素固化的路径及机理,通过对核素的晶格固化,阻断核素的再迁移路径。针对废树脂流化裂解过程中惰性陶瓷球颗粒易团聚失流化的问题,通过添加高岭土抑制颗粒团聚,保证流化床反应器的连续稳定运行。在此基础上,开展废树脂流化裂解和矿化包容耦合反应实验,考察操作参数对废树脂减容比、核素固化率的影响规律,发现在优选的操作条件下可以实现铯的高效原位晶格固化。主要工作和研究成果包括:1.在管式炉固定床中进行阳离子交换树脂的热裂解反应,发现在400-500℃范围内不同实验条件下阳离子交换树脂的裂解均遵循中心孔洞扩展模式:树脂颗粒从中心开始裂解并形成初始孔洞,随后孔洞从内向外均匀扩展,数量逐渐增多,体积逐渐增大,但颗粒表面一直保持完整,最终形成蜂巢型的中空结构。这是一种有别于经典气固非催化反应路径的新模式。分析结果表明,中心孔洞扩展模式的形成与磺酸基团的反应路径相关:树脂颗粒表面的磺酸基在高温下（410-500℃）转化为砜基和硫键,与共聚物基体交联形成稳定的有机硫结构,颗粒外壳因此保持完整;颗粒内部的磺酸基在低温下（<410℃）分解并从骨架上脱落,不含磺酸基的共聚物基体完全裂解从而形成孔洞;而核素在裂解过程中与磺酸基结合转化为稳定的硫酸盐从而降低挥发性。据此提出了放射性废树脂两步法处理新工艺:先将废树脂初步裂解形成孔洞结构,同时使核素转化为硫酸盐;再将废树脂完全裂解,同时完成对核素的矿化包容。2.在管式炉固定床中进行铝硅酸盐矿物的合成反应,以高岭土、NaOH、NaCl和Na2SO4为原料,采用晶体转变法合成了霞石、方钠石和黝方石等铝硅酸盐矿物。实验发现产物中方钠石含量随反应温度的升高先减小后增大,不同温度下高岭土转变为方钠石具有两种路径:在200-300℃条件下高岭土直接转变为方钠石,产物中方钠石含量约为61.1 wt%;在400-800℃条件下,高岭土先转变为霞石再转变为方钠石。在400-600℃条件下,霞石转变为方钠石的反应速率较低,产物中方钠石含量约为9.5 wt%;在700-800℃条件下,霞石转变为方钠石的反应速率较高,产物中方钠石含量约为67.2wt%。通过改变反应过程中温度、时间等条件,可选择性地合成方钠石或霞石,实现对矿化合成反应产物组分的调控。3.在管式炉固定床中进行模拟废树脂的裂解矿化耦合反应,考察核素形态、核素浓度、反应时间、氯化钠含量对铯固化率的影响,发现方钠石和黝方石可以对铯进行原位晶格固化,而霞石对铯的固化能力较差。非原位生成的方钠石不具有晶格固化铯的能力。与裂解过程中形成的CsCl、Cs2SO4相比,方钠石对负载在树脂上离子态的铯具有更高的固化率,约70.1wt%;铯的固化率随树脂中铯浓度的降低而增大,当铯浓度低于30g/L时,方钠石对铯的固化效率约为84.0wt%;铯的固化率随反应时间的增加而增大,反应60 min时的固化率约为86.1 wt%;与方钠石相比,在较低氯化钠含量条件下,树脂裂解产生的SO42-参与反应生成的黝方石对铯具有更高的原位固化效率。4.在流化床中研究模拟废树脂的裂解反应,发现裂解产生的灰分会粘附在惰性陶瓷球颗粒表面,导致陶瓷球团聚结块甚至床层失流化;当反应温度升高至800℃时,反应生成的Na2SO4熔融使得陶瓷球在液桥力作用下更易团聚;提高操作气速至0.8 m/s能减缓陶瓷球的团聚速度,但无法避免床层失流化。针对此问题,提出了一种添加高岭土抑制颗粒团聚的方法,实验发现添加0.2 wt%高岭土可有效抑制陶瓷球团聚,并结合SEM-EDS、XRD等分析表征阐明了高岭土抑制颗粒团聚的作用机制:一方面,高岭土可在陶瓷球颗粒表面形成涂覆层,阻止树脂裂解形成的灰分粘附;另一方面,高岭土还能与树脂中的钠离子反应形成高熔点的铝硅酸盐矿物,减少低熔点Na2SO4的生成,从而避免颗粒团聚。高岭土通过与废树脂共混进料或与陶瓷球预混两种方式均能有效抑制颗粒团聚,二者相互结合能增加高岭土抑制颗粒团聚的作用时长,保证流化床反应器的稳定连续运行。5.在流化床中研究模拟废树脂的裂解矿化耦合反应,考察反应温度、反应时间和添加剂加入量对铯原位固化过程的影响,发现树脂裂解反应和矿化合成反应能相互匹配,在优选的操作条件下（气速0.8m/s,流化气氛为20%N2、10%O2和70%蒸汽的混合气,添加剂中高岭土、NaOH、NaCl的配比为1:0.5:0.2）可以实现铯的高效原位晶格固化。模拟废树脂中铯的负载浓度为30g/L,当反应温度为750℃时方钠石对铯的固化率较高,为84.5 wt%;升高温度至800℃会导致铯挥发量增大,铯的固化率降低至约74.4 wt%。当反应时间为30 min时,铯的原位固化率达到峰值,此后再增加反应时间对铯的固化无明显促进作用。当矿化添加剂加入量从废树脂含量的1.02倍降至0.20倍时,废树脂减容比从1.31增加至5.31,铯的固化率从92.5 wt%降至84.0wt%。生成矿物的抗浸出性能较好,28天铯的浸出浓度为6.25×10-5-3.29×10-4g/（m2·d）。
陈立丰[6]（2020）在《新型硅基树脂对阴离子态金属放射性核素的吸附及分离研究》文中认为相较阳离子态放射性核素,阴离子态放射性核素由于具备高溶解性和高迁移性的特点,在核燃料循环过程中需要重点关注。为了克服有机离子交换树脂在吸附动力学及尺寸稳定性上存在的严重缺陷,实现对阴离子态金属放射性核素的高效吸附和分离,本文通过原位溶液聚合及合成后修饰策略成功制备了三种新型的硅基阴离子交换树脂,并研究了它们分别对238U、210Pb和99Tc三种金属的阴离子态（无机络阴离子或金属含氧酸根离子）的吸附行为及机制。本研究取得的主要结果如下:（1）制备表征了三种具有不同官能基的新型硅基阴离子交换树脂——SAER、SiPS-N（CH3）3Cl和SiPyR-N4。SAER树脂携带四乙烯五胺功能基,有机成分占比为27.2%,全交换容量为2.0 meq/g;SiPS-N（CH3）3Cl树脂携带三甲基苄氨基,有机成分占比为24.6%,全交换容量为1.0 meq/g;SiPyR-N4树脂携带1-甲基吡啶,有机成分占比为25.0%,全交换容量为1.1 meq/g。实验表明这三种硅基树脂相较传统有机树脂而言均具备比表面积大、颗粒直径小以及孔隙率高的特点。此外,由于刚性二氧化硅的限制,三种硅基树脂吸水溶胀率皆接近为0,从而避免了传统树脂由于溶胀而引起的柱压损失急剧过高的问题。（2）系统地研究了SAER树脂对铀的吸附行为及机制。研究发现SAER树脂对铀的最大吸附量超过124 mg/g,相较天然水体中常见阴离子对铀展现出高度的选择性,并且吸附速度显着快于同为丙烯酸系的商用树脂IRA67。热力学计算表明,铀形态分布十分复杂,不同形态占比随着pH变化而变化。在pH 4–9的范围内,SAER树脂对铀的吸附效率接近完全,但pH继续增加会导致吸附效率呈现下降趋势。Ca2+离子能够一定程度上抑制SAER树脂对铀的吸附,而Mg2+尽管参与了Mg UO2（CO3）32-络合物的形成,却对铀的吸附无影响。动态实验结果表明SAER对铀的最大动态去除量超过125 mg/g,并且能高效地捕捉模拟地下水和自来水中的铀。不仅如此,HNO3洗脱液中发现了少量的钙和大量的铀,但却没有镁存在。通过对比其它树脂的吸附行为以及结合铀在实验条件下的形态分布,推断SAER对铀的吸附机制并非基于配位机制,而是基于与UO2（CO3）34-的阴离子交换机制,且季胺基团与UO2（CO3）34-之间存在一个极大的稳定常数。（3）提出采用强碱性硅基阴离子交换树脂SiPS-N（CH3）3Cl对自然水体中的铀进行直接分离的流程。研究结果表明以饱和Na2CO3来调节pH值的同时引入碳酸根离子是合理和可行的。相较传统阴离子交换树脂IRA900,SiPS-N（CH3）3Cl树脂的引入可以显着缩短对铀的吸附及分离时间。SiPS-N（CH3）3Cl树脂对本底离子拥有非常高的容许限,并且在研究的0.5–1000mg/L浓度范围内吸附量与铀浓度之间呈现良好的线性关系。实验确定最佳的吸附pH值为6–8;最佳的洗脱剂为1 M HNO3;最佳的吸附流速和解吸流速分别为4.0 m L/min和1.0 m L/min;洗脱的铀主要聚集在3 m L洗脱液内。以6个不同的环境水样对该流程进行检验,结果表明该流程在富集倍数约为100倍的条件下,对铀的化学回收率均超过了95%。（4）为了实现对铀系重要子核210Pb的高效分离,系统地研究了SiPS-N（CH3）3Cl树脂在盐酸介质中对铅的吸附行为及机制。实验表明SiPS-N（CH3）3Cl树脂对铅的最佳吸附酸度为1.0 M HCl,但在最佳酸度下铅的吸附效率仍然不足30%。树脂对铅的吸附等温线呈现为S型吸附等温线,暗示着存在竞争吸附机制及协同吸附机制。SiPS-N（CH3）3Cl树脂吸附铅仅需5 min就可以达到吸附平衡,展现出极快的吸附速度,并且其吸附动力学遵循粒内扩散模型和准二级动力学模型。柱实验表明样品体积应该控制在25 m L以内,盐酸淋洗体积应该控制在10 m L以内;吸附流速和解吸流速均可以适配到4.0 m L/min;洗脱的铅主要聚集在15 m L洗脱液内。基于实验结果,建立了基于SiPS-N（CH3）3Cl树脂的从盐酸介质中分离铅的流程。验证实验表明该流程能够高效地分离回收环境水样衍射液中的210Pb,化学回收率超过95%。与此同时,分离时间能够控制在30min以内,处理效率明显高于当前报道的所有基于阴离子交换机制的铅分离回收流程。（5）系统地研究了SiPyR-N4树脂对铼的吸附行为及机制。研究表明SiPyR-N4对ReO4-的吸附拥有宽泛的pH值适用范围。其仅需3 min就能达到吸附平衡,吸附速度几乎快于其它所有已经报道的吸附剂。其吸附动力学遵循准二级动力学模型。SiPyR-N4对Re（Ⅶ）的最大吸附量为1.13 mmol/g,其吸附等温线符合Langmuir模型和Redlich-Peterson模型。SiPyR-N4对ReO4-展现出高度的选择性,即使在共存盐浓度过量370倍时,树脂对铼的吸附效率仍然超过72%。共存离子对SiPyR-N4吸附ReO4-的影响顺序为NO3->SO42->Cl->HCO3-。柱实验结果表明,对于装填了SiPyR-N4树脂的色谱柱,其动态穿透曲线可以较好地被Thomas模型描述。尽管水成分对SiPyR-N4的吸附量会有较大的影响,但是SiPyR-N4依然能够高效去除天然河水中的低水平放射性TcO4-。实验结果证实对于500 m L含锝（活度浓度433 Bq/L）的天然河水,经处理后,99Tc的去除效率达到99%。通过对吸附前后的吸附剂进行表征,证实了SiPyR-N4对ReO4-的吸附机制是基于孔内的阴离子交换机制,通过形成N-O-Re键进而吸附ReO4-。
王思巧[7]（2020）在《纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除》文中认为离子交换树脂因吸附容量高、性质稳定和可重复使用的特点,被广泛用于去除水中重金属离子。但其选择性吸附能力弱且需要强酸或强碱再生而影响出水水质。本研究采用乙醇分散浸渍法,以纳米羟基铁对大孔强酸性阳离子交换树脂（D001）和强碱性阴离子交换树脂（D201）进行改性,以提高它们对铅和铬的选择性并简化再生过程。结构表征表明,FeOOH分别以20～120 nm和20～150 nm均匀负载于D001和D201表面。实验结果表明,n Fe OOH可提升D001树脂对Pb（II）和D201树脂对Cr（VI）吸附性能。n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201对Pb（II）和Cr（VI）的最大吸附容量分别为476.2mg/g和219.3 mg/g,比原树脂提升了6.7%和11.0%。吸附过程符合准一、二级动力学和Langmuir模型,表明吸附过程为单层吸附且同时存在物理和化学吸附。n Fe OOH@D001对水中Pb（II）的吸附主要依靠-SO3H的离子交换和Fe-O的配位络合共同作用,而n Fe OOH@D201对水中Cr（VI）的吸附则由>Fe OH2+的静电吸附、-N+（CH3）3的离子交换和>Fe OH的配位络合三种机理共同作用。nFeOOH@D001和n FeOOH@D201均表现出比原树脂更好的抗竞争离子干扰性能。当溶液中Ca2+、Mg2+竞争离子浓度为0.8 m M时,n Fe OOH@D001对Pb（II）的去除率较D001分别提高了31.5%和23.8%;对于n Fe OOH@D201,当溶液中NO3-、SO42-竞争离子浓度分别为2、4 m M时,其对Cr（VI）去除率较D201分别提高了32.5%和18.9%。此外,吸附后的n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201均可用0.1 M乙酸脱附,失效后的n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201用1 M的HCl洗脱并重新负载n Fe OOH,可获得高达97.6%和90.9%的再生率。在固定床吸附试验中,当流速为12.5 cm/min,进水Pb（II）和Cr（VI）浓度分别为5 mg/L和2.5 mg/L时,n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201吸附柱对Pb（II）和Cr（VI）的去除能力分别达到了988.1 mg/g和401.3 mg/g,较原树脂D001和D201吸附柱分别提升了23.5%和25.3%,其运行寿命也提升了25.8%和12.6%。综上所述,纳米羟基铁改性树脂不仅能提高D001对Pb（II）和D201对Cr（VI）的去除能力,而且可增强其抗竞争离子干扰性能、脱附再生性能以及运行寿命,使n Fe OOH@D001和n Fe OOH@D201有望成为有效去除饮用水中重金属的吸附材料。
王美琪[8]（2020）在《双极膜电再生离子交换处理金属和含盐废水的研究》文中提出金属废水和含盐废水是废水处理领域的两大难题,目前常见的处理方法有离子交换法、电渗析法、电去离子法和反渗透法等。离子交换法往往使用化学试剂实现再生,处理后容易造成二次污染,电去离子技术能够连续运行处理废水,且不需要使用酸碱试剂实现树脂的再生,但结构复杂,对预处理要求较高。双极膜电再生离子交换是某企业在给水处理方面已经实现实际应用的一种新技术,该技术核心是通过膜的改性,使双极膜除了具有一般膜的选择透过性,还具有相当程度的离子交换容量,达到交换容量后利用双极膜发生水解离实现膜的电再生。本论文在考察该技术对地下水（井水）脱盐和再生的基础上,研究其对模拟食品加工含盐废水、含Cu2+和含Fe2+模拟电镀漂洗废水的去除效果,考察进水浓度、工作电压、进水流量等运行条件对处理效果的影响。实验结果表明:一定工作电压条件下,处理地下水时,随着处理水量的增加出水电导率增加,以出水电导率达到自来水水平为终点,70V、150V、300V三种工作电压下,单个周期累积处理水量分别为80L、110L和120L,脱盐产水率可达到93.75%;该技术具有较好的再生重现性,交换反应完全后在不同电压条件下再生,70V到240V的范围内,电压越高,再生初期出水电导率越高;不同工作电压下处理含盐食品加工废水时,出水NH4+-N、PO43--P浓度随着处理水量的增加而增加,相同出水量下,工作电压越高,出水浓度越低。在进水流量为0.6L/min,工作电压为300V,进水NH4+-N、PO43--P和氯化物浓度分为40mg/L、10mg/L和500mg/L时,出水NH4+-N、PO43--P浓度分别低于15mg/L、1mg/L,能够满足污水排放标准要求。处理含Cu2+和含Fe2+单金属模拟电镀漂洗废水时,电压为离子迁移运动提供驱动力,工作电压由70V升高至240V时,出水浓度随着电压的升高而降低,进一步提高至300V时,出水浓度基本保持不变;进水流量影响传质和交换反应时间,进水流量由0.2L/min升高至0.3L/min时,出水浓度降低,进一步提高至0.6L/min时,出水浓度增加;在工作电压为240V、进水流量为0.3L/min,进水Fe2+浓度低于50mg/L时,出水浓度低于3mg/L。进水Cu2+浓度低于50mg/L时,出水浓度低于0.5mg/L,均符合电镀废水排放标准;处理等比例混合含Cu2+、Fe2+双金属模拟电镀废水时,进水浓度均为20mg/L或40mg/L时,Fe2+、Cu2+出水浓度相当。当进水浓度均为60mg/L或100mg/L时,出水Fe2+浓度高于Cu2+浓度。
吴梦[9]（2020）在《La-201树脂的制备及其吸附除磷效能的实验研究》文中指出磷的超标排放是导致水体富营养化的主要因素之一。水体中磷浓度超过0.02mg/L时就能引发富营养化现象。因此,研究和开发废水深度除磷工艺技术,对于解决水体富营养化带来的环境污染防治问题具有重要的实际意义和科学研究价值。离子交换树脂法作为一种常用的除磷工艺,在深度处理及饮用水处理中得到了广泛应用,然而一般树脂对磷的选择性吸附作用较差,导致其吸附除磷效果差。本研究对大孔强碱性苯乙烯系阴离子交换树脂（D201）在水体中的除磷性能进行了研究,通过负载稀土元素镧极大的增强了其对磷的吸附效能,并对相应的负载方法和负载后树脂的结构表征、吸附性能和除磷机理进行了研究。主要结论如下:（1）通过负载方法比较,最终采用振荡法完成了D201的镧负载,并通过SEM、EDS、FTIR和XRD的表征确定了树脂表面镧负载的成功。（2）通过吸附与解吸批量静态实验确定了主要影响因素对树脂的磷吸附与解吸性能的具体影响。并确定了最佳负载条件:氯化镧溶液0.2mol/L,D201树脂与氯化镧溶液的固液比为1:15,反应温度为50℃,制备过程的总反应时间为24h。静态吸附实验的最佳反应条件为:在初始磷浓度为5mg/L,反应温度为25℃,溶液pH为7,吸附剂投加量为0.5g/L,反应时间为4h的条件下,La-201树脂对磷的去除率达99.1%。并且共存阴离子竞争作用下,CO32-对磷的去除抑制作用较大,其他阴离子(Cl-、SO42-、NO3-)抑制作用影响很小。静态解吸实验表明,采用0.5mol/L的氢氧化钠溶液对La-201树脂进行再生可以取得较高的再生效率（一次再生的再生效率为91.26%）。（3）对La-201树脂进行了动态吸附除磷和解吸实验,结果表明提高吸附柱层高、降低进水流速和降低初始磷浓度均能提高除磷效能,三次吸附再生实验结果表面,树脂再生率随着再生次数的增加而降低。（4）对La-201树脂的磷吸附过程进行了动力学和热力学方程的拟合,结果表明,在吸附热力学上,La-201树脂对磷的吸附过程复合Langmuir模型和Frendlich模型;从热力学参数的计算结果看,La-201树脂对磷的吸附反应自发且属于吸热反应,即适当提高磷初始温度有利于提高La-201树脂对磷的吸附效率;在动力学上,符合Lagergren一级和McKay（Lagergren二级）反应模型。（5）对负载镧前后的树脂进行了SEM、EDS、FTIR和XRD表征,机理分析的结果表明其对磷的吸附主要通过离子交换作用、氢键作用、络合作用以及化学反应作用实现。
刘念[10]（2020）在《粉末离子交换树脂控制SA超滤膜污染行为研究》文中研究指明超滤作为新兴的技术已经被广泛应用于水处理行业,其中超滤在饮用水处理方面具有高效低耗能等优点,更为人们青睐。然而天然水体中的有机物在超滤过程中形成的有机膜污染会导致通量降低,极大限制了超滤的进一步发展。离子交换树脂与超滤结合能有效控制膜污染的形成。作为预处理手段,可以有效降低有机污染负荷,从而减缓膜污染;与超滤工艺耦合的一体式工艺,除了能降低有机物浓度的同时,还能在膜面形成动态膜,相比分体式工艺而言具有更出色的抗污性能。本实验以海藻酸钠模拟天然水体中的多糖物质,探究了粉末离子交换树脂与超滤工艺结合对膜污染的控制效果,同时将海藻酸钠进一步分离成三种嵌段,考察不同嵌段对膜污染的贡献程度,从微观层面解析粉末离子交换树脂对膜污染的控制机理。实验结果表明,三种嵌段对膜污染的贡献并不相同,其中MM嵌段和GG嵌段的膜污染以可逆污染为主,而MG嵌段则造成了最重的不可逆污染。SA单独超滤的膜污染行为是三种嵌段相互交联的结果。五个周期过滤实验结束后,5m L/L树脂投加量下,PAEX-UF一体式工艺对膜污染的控制效果最为显着,相比单独超滤而言增长的膜阻力降低了94.1%,比分体式工艺下降了54.7%。单独超滤SA时的不可逆污染累积速率为9.24×108 m-1min-1,而一体式和分体式工艺的不可逆污染累积速率分别为1.22×108 m-1min-1和3.04×108 m-1min-1,一体式工艺对不可逆污染更好的控制效果表现出更良好的抗污染性能。在出水水质方面,一体式工艺的DOC的去除率达到了93.4%,而分体式工艺的去除率为85.1%。分析膜污染控制机理结果表明,SA中的MG嵌段是造成不可逆污染的主要原因,与其余嵌段交联后能形成更高浓度的TEP,从而产生更高的可逆污染。与单独UF相比,PAEX的加入能从源头上去除SA浓度,因此能对可逆污染和不可逆污染具有良好的控制效果。而一体式工艺与分体式工艺相比,两者在降低有机污染负荷的程度上是相同的,但是一体式工艺中树脂吸附SA后能够在膜表面形成颗粒-污染物的动态层,对小分子的有机物有更高的传质性能,从而吸附更多的有机物。微观界面作用力结果表明,PAEX与污染物之间的作用力大于污染物与膜之间的作用力,因此污染物会更紧密地吸附在树脂表面,在水力反洗过程会随着树脂一起脱离膜面,达到更好的控制膜污染的效果。
二、离子交换树脂的污染及处理（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、离子交换树脂的污染及处理（论文提纲范文）
（1）中性采铀水冶工艺中毒树脂的解毒技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号注释表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 离子交换树脂概述 |
| 1.2.1 离子交换现象与离子交换树脂 |
| 1.2.2 离子交换树脂的发展历程 |
| 1.2.3 离子交换树脂的组成 |
| 1.3 离子交换树脂的应用 |
| 1.3.1 污水处理方面 |
| 1.3.2 食品化工方面 |
| 1.3.3 医药方面 |
| 1.3.4 精细化工方面 |
| 1.3.5 湿法冶金方面 |
| 1.4 离子交换树脂的基本操作工艺介绍 |
| 1.4.1 活化 |
| 1.4.2 吸附 |
| 1.4.3 解吸 |
| 1.4.4 转型 |
| 1.4.5 再生 |
| 1.5 离子交换常用设备介绍 |
| 1.6 离子交换树脂的中毒 |
| 1.6.1 树脂中毒的因素及危害 |
| 1.6.2 铀水冶中常见几种树脂中毒及解决办法 |
| 1.7 新疆某铀矿生产树脂中毒的需求状况简介 |
| 1.8 本文研究目的意义 |
| 1.8.1 研究目的意义 |
| 1.8.2 主要研究内容 |
| 1.8.3 主要实施方案及技术路线 |
| 第二章 树脂中毒类型及中毒程度诊断研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 现场调研与样品采集 |
| 2.2.1 生产工艺现状描述 |
| 2.2.2 样品的采集与制备 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 试剂与仪器设备 |
| 2.3.2 实验与方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 成分分析 |
| 2.4.2 固体样品微观结构与物性表征 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 树脂解毒方法研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 再生剂的选择 |
| 3.3.2 浓度对毒物去除率的影响 |
| 3.3.3 固液比对毒物去除率的影响 |
| 3.3.4 温度对毒物去除率的影响 |
| 3.3.5 时间对毒物去除率的影响 |
| 3.3.6 SEM&FT-IR表征 |
| 3.3.7 柱实验吸附铀U(VI) |
| 3.4 结论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 工艺条件的研究与解毒工艺综合评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 工艺条件的研究 |
| 4.2.1 树脂淋洗再生方法 |
| 4.2.2 工艺参数设计 |
| 4.3 解毒工艺综合评价 |
| 4.3.1 新疆某铀水冶厂生产规模情况简介 |
| 4.3.2 综合评价 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
（2）金属有机骨架/大孔树脂复合材料的制备及其深度净化废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体污染 |
| 1.1.1 水体污染的状况和污染来源 |
| 1.1.2 废水的主要处理方法 |
| 1.2 金属-有机骨架材料 |
| 1.2.1 金属-有机骨架材料的发展历程和类型 |
| 1.2.2 金属-有机骨架的合成方法 |
| 1.2.3 金属-有机骨架的应用 |
| 1.3 大孔型离子交换树脂 |
| 1.3.1 大孔型离子交换树脂的发展历程和制备方法 |
| 1.3.2 大孔型离子交换树脂的应用 |
| 1.4 研究目标、内容和意义 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 2 UIO-66/D201 复合材料的制备及其深度净化废水的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与设备 |
| 2.2.2 试剂及药品 |
| 2.2.3 实验过程与方法 |
| 2.2.3.1 .UIO-66/D201 复合材料的合成 |
| 2.2.3.2 UIO-66/D201 复合材料对阿洛西林钠和羟乙膦酸钠的吸附研究 |
| 2.3 表征与测试 |
| 2.3.1 结构与形貌的表征手段 |
| 2.3.2 复合材料吸附性能的测试方法 |
| 2.3.3 计算方法 |
| 2.3.4 吸附模型 |
| 2.3.4.1 动力学模型 |
| 2.3.4.2 热力学模型 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 XRD分析 |
| 2.4.2 FTIR分析 |
| 2.4.3 SEM分析 |
| 2.4.4 EDS分析 |
| 2.4.5 BET分析 |
| 2.4.6 复合材料吸附性能分析 |
| 2.4.6.1 穿透曲线 |
| 2.4.6.2 复合材料的不同添加量对吸附效果的影响 |
| 2.4.6.3 溶液p H对吸附效果的影响 |
| 2.4.6.4 溶液中干扰离子对吸附效果的影响 |
| 2.4.7 吸附动力学分析 |
| 2.4.8 吸附热力学分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 ZIF-67/D201 复合材料的制备及其深度净化废水的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 试剂及药品 |
| 3.2.3 实验过程与方法 |
| 3.2.3.1 ZIF-67/D201 复合材料的合成 |
| 3.2.3.2 ZIF-67/D201 复合材料对阿洛西林钠的吸附研究 |
| 3.3 表征与测试 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 XRD分析 |
| 3.4.2 FTIR分析 |
| 3.4.3 SEM分析 |
| 3.4.4 EDS分析 |
| 3.4.5 BET分析 |
| 3.4.6 复合材料吸附性能分析 |
| 3.4.6.1 穿透曲线 |
| 3.4.6.2 复合材料的不同添加量对吸附效果的影响 |
| 3.4.6.3 溶液pH对吸附效果的影响 |
| 3.4.6.4 溶液中干扰离子对吸附效果的影响 |
| 3.4.7 吸附动力学分析 |
| 3.4.8 吸附热力学分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 MIL-53/D201 复合材料的制备及其深度净化废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与设备 |
| 4.2.2 试剂及药品 |
| 4.2.3 实验过程与方法 |
| 4.2.3.1 MIL-53/D201 复合材料的合成 |
| 4.2.3.2 MIL-53/D201 复合材料对羟乙膦酸钠的吸附研究 |
| 4.3 表征与测试 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 XRD分析 |
| 4.4.2 FTIR分析 |
| 4.4.3 SEM分析 |
| 4.4.4 EDS分析 |
| 4.4.5 BET分析 |
| 4.4.6 复合材料吸附性能分析 |
| 4.4.6.1 穿透曲线 |
| 4.4.6.2 复合材料的不同添加量对吸附效果的影响 |
| 4.4.6.3 溶液pH对吸附效果的影响 |
| 4.4.6.4 溶液中干扰离子对吸附效果的影响 |
| 4.4.7 吸附动力学分析 |
| 4.4.8 吸附热力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
（3）超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水体中重金属的污染现状 |
| 1.1.2 铬的基本性质、来源及危害 |
| 1.2 含Cr(Ⅵ)废水的处理方法 |
| 1.2.1 膜分离法 |
| 1.2.2 生物处理法 |
| 1.2.3 化学沉淀法 |
| 1.2.4 电解法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 离子交换树脂的发展 |
| 1.3.1 离子交换树脂 |
| 1.3.2 离子交换树脂改性 |
| 1.4 离子交换吸附基础 |
| 1.4.1 离子交换吸附平衡 |
| 1.4.2 离子交换吸附热力学 |
| 1.4.3 离子交换吸附动力学 |
| 1.5 超重力技术概述及其在吸附过程中的应用 |
| 1.5.1 超重力技术的基本简介 |
| 1.5.2 超重力技术在吸附过程中的应用 |
| 1.6 课题的研究意义及内容 |
| 2 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品及试剂 |
| 2.2.2 D201树脂的预处理 |
| 2.2.3 超重力旋转填料床中D201树脂对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 2.2.4 超重力场中D201树脂对Cr(Ⅵ)的重复使用性实验 |
| 2.2.5 表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 超重力工艺参数对重金属Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 2.3.2 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附等温线 |
| 2.3.3 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附热力学研究 |
| 2.3.4 超重力场中D201树脂吸附Cr(Ⅵ)过程的速率控制步骤 |
| 2.3.5 超重力场中D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的吸附动力学研究 |
| 2.3.6 D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)的再生重复使用性 |
| 2.3.7 D201树脂对重金属Cr(Ⅵ)去除的机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 超重力强化D201树脂负载水合氧化铁的制备及除Cr(Ⅵ)性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品及试剂 |
| 3.2.2 超重力场中D201树脂负载水合氧化铁的制备 |
| 3.2.3 D201-HFO复合材料的表征方法 |
| 3.2.4 超重力场中D201-HFO对重金属Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 3.2.5 D201-HFO的再生重复使用性 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 超重力工艺参数对D201-HFO的Fe负载量及其反应活性的影响 |
| 3.3.2 D201-HFO复合材料的表征 |
| 3.3.3 不同反应器中制备的D201-HFO性质对比 |
| 3.3.4 超重力场中D201-HFO对Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 3.3.5 吸附等温线研究 |
| 3.3.6 吸附热力学研究 |
| 3.3.7 吸附动力学研究 |
| 3.3.8 D201-HFO复合材料对重金属Cr(Ⅵ)的吸附机理 |
| 3.3.9 D201-HFO复合材料的再生重复使用性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 超重力强化D201树脂负载铁锆氧化物的制备及除Cr(Ⅵ)性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品及试剂 |
| 4.2.2 超重力强化D201-Fe-Zr复合材料的制备 |
| 4.2.3 D201-Fe-Zr复合材料的表征方法 |
| 4.2.4 超重力场中D201-Fe-Zr对重金属Cr(Ⅵ)的吸附实验 |
| 4.2.5 D201-Fe-Zr复合材料的化学稳定性 |
| 4.2.6 D201-Fe-Zr复合材料的再生重复使用性 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 D201-Fe-Zr复合材料的表征 |
| 4.3.2 初始pH值对重金属Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.3.3 D201-Fe-Zr复合材料的化学稳定性 |
| 4.3.4 吸附等温线研究 |
| 4.3.5 吸附热力学研究 |
| 4.3.6 吸附动力学研究 |
| 4.3.7 D201-Fe-Zr复合材料对重金属Cr(Ⅵ)的吸附机理 |
| 4.3.8 D201-Fe-Zr复合材料的再生重复使用性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 D201树脂改性、RPB过程强化与吸附性能的关系探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 D201树脂改性复合材料性质的影响 |
| 5.3 D201树脂改性复合材料对吸附性能的影响 |
| 5.4 RPB强化离子交换吸附过程的影响 |
| 5.4.1 流体力化学效应 |
| 5.4.2 RPB强化离子交换吸附过程的流体力化学效应 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）电镀废水铜回收实验研究及工程应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 电镀废水的来源及危害 |
| 1.1.1 电镀废水的来源 |
| 1.1.2 电镀废水的危害 |
| 1.2 电镀废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 物理化学法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.3 电镀废水回收铜技术 |
| 1.3.1 铜资源现状 |
| 1.3.2 电镀废水回收铜技术的研究进展 |
| 1.4 技术路线及研究内容 |
| 1.4.1 技术路线图 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 废水水质 |
| 2.3 铜离子的测定方法 |
| 2.3.1 测定原理 |
| 2.3.2 测定方法 |
| 2.3.3 标线的绘制 |
| 3.离子交换树脂富集铜的实验研究 |
| 3.1 树脂的选择 |
| 3.1.1 离子交换树脂的分类 |
| 3.1.2 离子交换树脂的选择 |
| 3.2 静态吸附实验 |
| 3.2.1 树脂的预处理 |
| 3.2.2 静态吸附实验 |
| 3.2.3 静态再生实验 |
| 3.3 动态吸附实验 |
| 3.3.1 实验装置预处理 |
| 3.3.2 动态吸附实验 |
| 3.3.3 动态再生实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 4.高浓度含铜废水回收铜的实验研究 |
| 4.1 化学沉淀法回收铜的实验研究 |
| 4.1.1 硫化钠沉淀法回收铜的实验研究 |
| 4.1.2 氢氧化钠沉淀法回收铜的实验研究 |
| 4.2 电解法回收铜的实验研究 |
| 4.2.1 实验原理 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 结果与讨论 |
| 4.3 纳滤-冷却结晶法回收铜的实验研究 |
| 4.3.1 纳滤法浓缩铜离子的实验研究 |
| 4.3.2 冷却结晶法回收硫酸铜的实验研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.广东省某PCB厂电镀废水铜回收改造工程 |
| 5.1 工程概况 |
| 5.1.1 企业概况 |
| 5.1.2 原废水处理工艺介绍 |
| 5.1.3 原废水处理工艺的缺点 |
| 5.2 废水处理工艺改造 |
| 5.2.1 废水处理工程改造目标 |
| 5.2.2 改造后废水处理工艺 |
| 5.3 新旧工艺处理效果对比 |
| 5.3.1 废水处理效果对比 |
| 5.3.2 铜离子回收效果对比 |
| 5.3.3 铜回收系统运行成本对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 参考文献 |
| 学位论文数据集 |
（5）放射性废树脂流化裂解和核素矿化包容技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 本研究的主要工作 |
| 参考文献 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 放射性废树脂的处理现状 |
| 2.1.1 放射性废树脂的来源及特点 |
| 2.1.2 放射性废树脂的处理方法 |
| 2.1.3 放射性废树脂的蒸汽重整工艺 |
| 2.2 放射性阳离子交换树脂的裂解 |
| 2.2.1 阳离子交换树脂的裂解反应过程 |
| 2.2.2 阳离子交换树脂裂解反应的影响因素 |
| 2.2.3 放射性核素在树脂裂解反应中的转变规律 |
| 2.3 铝硅酸盐矿物的合成 |
| 2.3.1 水热合成法 |
| 2.3.2 高温固相法 |
| 2.3.3 晶体转变法 |
| 2.4 放射性废物及核素的固化 |
| 2.4.1 水泥固化 |
| 2.4.2 玻璃固化 |
| 2.4.3 陶瓷(矿物)固化 |
| 2.5 课题的提出 |
| 参考文献 |
| 第三章 实验装置与方法 |
| 3.1 实验原料和试剂 |
| 3.2 实验装置 |
| 3.2.1 水平管式炉实验装置 |
| 3.2.2 热态流化床实验装置 |
| 3.3 实验表征与分析方法 |
| 3.3.1 形貌及元素分布分析 |
| 3.3.2 热重分析 |
| 3.3.3 元素化学价态分析 |
| 3.3.4 荧光扩散分析 |
| 3.3.5 液相离子分析 |
| 3.3.6 晶体结构分析及含量计算 |
| 3.3.7 化学键及官能团分析 |
| 3.3.8 化学组分及含量分析 |
| 3.3.9 核素含量分析 |
| 3.3.10 废物减容比测定 |
| 3.3.11 核素抗浸出性测试 |
| 3.3.12 压降信号的处理 |
| 第四章 阳离子交换树脂裂解的中心孔洞扩展模式 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料和试剂 |
| 4.2.2 实验装置及方法 |
| 4.2.3 表征方法 |
| 4.3 树脂裂解的中心孔洞扩展现象 |
| 4.4 中心孔洞扩展模式的影响因素 |
| 4.4.1 氧含量的影响 |
| 4.4.2 反应温度的影响 |
| 4.4.3 负载金属离子的影响 |
| 4.4.4 阳离子交换树脂结构和性质的影响 |
| 4.5 中心孔洞扩展模式的形成机理 |
| 4.5.1 树脂颗粒内外的不均匀性 |
| 4.5.2 共聚物基体的裂解 |
| 4.5.3 磺酸基团的分解与转化 |
| 4.6 基于中心孔洞扩展模式的废树脂处理工艺 |
| 4.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 铝硅酸盐矿物的晶体转变合成及温度的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料和试剂 |
| 5.2.2 实验装置及方法 |
| 5.2.3 分析及表征方法 |
| 5.3 温度对高岭土晶体转变合成方钠石的影响 |
| 5.3.1 不同温度下方钠石合成产物的表征分析 |
| 5.3.2 温度对方钠石晶体转变合成反应的影响机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章固定床中废树脂裂解矿化耦合反应及铯的原位固化 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验原料和试剂 |
| 6.2.2 实验装置及方法 |
| 6.2.3 分析及表征方法 |
| 6.3 废树脂裂解矿化耦合反应中铯的原位晶格固化 |
| 6.3.1 铯形态对原位固化反应的影响 |
| 6.3.2 铯负载浓度对原位固化反应的影响 |
| 6.3.3 反应时间对原位固化反应的影响 |
| 6.3.4 铯在高温下的扩散迁移 |
| 6.3.5 氯化钠加入量对原位固化反应的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 废树脂流化裂解反应中颗粒的团聚现象及抑制方法 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 实验原料及试剂 |
| 7.2.2 实验装置及方法 |
| 7.2.3 表征及数据分析方法 |
| 7.3 氧化铝陶瓷球颗粒的流化行为 |
| 7.3.1 高温下陶瓷球颗粒的起始流化速度 |
| 7.3.2 操作气速对陶瓷球颗粒流化状态的影响 |
| 7.4 流态化下的树脂裂解及颗粒团聚 |
| 7.4.1 废树脂流化裂解的颗粒团聚现象 |
| 7.4.2 氧化铝陶瓷球颗粒团聚的调控 |
| 7.4.3 高岭土对陶瓷球颗粒团聚的抑制及机理 |
| 7.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第八章 废树脂流化裂解矿化耦合反应及铯的原位固化 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 实验部分 |
| 8.2.1 实验原料和试剂 |
| 8.2.2 实验装置及方法 |
| 8.2.3 表征及数据分析方法 |
| 8.3 流态化下树脂裂解矿化耦合反应的影响因素 |
| 8.3.1 流化气速的影响 |
| 8.3.2 流化气氛的影响 |
| 8.3.3 添加剂配比的影响 |
| 8.4 废树脂流化裂解矿化耦合反应中铯的原位固化 |
| 8.4.1 反应温度对铯原位固化的影响 |
| 8.4.2 反应时间对铯原位固化的影响 |
| 8.4.3 添加剂加入量对铯原位固化的影响 |
| 8.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 作者简介 |
| 博士期间主要研究成果 |
（6）新型硅基树脂对阴离子态金属放射性核素的吸附及分离研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 放射性核素的去除方法 |
| 1.2.1 蒸发法 |
| 1.2.2 液相萃取法 |
| 1.2.3 膜方法 |
| 1.2.4 生物方法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 几种阴离子态放射性核素的吸附研究进展 |
| 1.3.1 铀的吸附研究进展 |
| 1.3.2 铅-210的吸附分离及分析检测概况 |
| 1.3.3 锝的吸附研究进展 |
| 1.4 从自然水体中吸附阴离子态放射性核素的研究难点 |
| 1.5 本文主要工作 |
| 第二章 新型硅基阴离子交换树脂的合成与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 主要实验试剂 |
| 2.2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 SAER树脂的合成与表征 |
| 2.3.1 SAER树脂的合成 |
| 2.3.2 SAER树脂的表征 |
| 2.4 SiPS-N(CH_3)_3Cl树脂的合成与表征 |
| 2.4.1 SiPS-N(CH_3)_3Cl树脂的合成 |
| 2.4.2 SiPS-N(CH_3)_3Cl树脂的表征 |
| 2.5 SiPyR-N4 树脂的合成与表征 |
| 2.5.1 SiPyR-N4树脂的合成 |
| 2.5.2 SiPyR-N4树脂的表征 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 SAER树脂对铀的吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.1 主要实验试剂 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验部分 |
| 3.3.1 理论计算 |
| 3.3.2 批次吸附实验 |
| 3.3.3 动态柱实验 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 树脂对铀的吸附动力学 |
| 3.4.2 树脂对铀的饱和吸附容量 |
| 3.4.3 树脂对铀的吸附选择性 |
| 3.4.4 铀形态分布计算 |
| 3.4.5 pH值对树脂吸附铀的影响 |
| 3.4.6 钙镁离子对树脂吸附铀的影响 |
| 3.4.7 色谱柱动态穿透曲线 |
| 3.4.8 模拟地下水中铀的动态吸附及解吸 |
| 3.4.9 饮用水中铀的去除 |
| 3.4.10 树脂对铀的吸附机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 阴离子交换法分离富集铀 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2.1 主要实验试剂 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验部分 |
| 4.3.1 水样采集与配置 |
| 4.3.2 批次吸附实验 |
| 4.3.3 动态柱实验 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 碳酸钠添加量对铀浓度变化的影响 |
| 4.4.2 分离条件和适用性的确定 |
| 4.4.3 最佳吸附和解吸流速 |
| 4.4.4 分离富集流程的确定及验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 SiPS-N(CH_3)_3Cl树脂对铅-210的分离研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验试剂与仪器 |
| 5.2.1 主要实验试剂 |
| 5.2.2 主要实验仪器 |
| 5.3 实验部分 |
| 5.3.1 理论计算 |
| 5.3.2 批次吸附实验 |
| 5.3.3 动态柱实验 |
| 5.3.4 水样采集与验证 |
| 5.4 实验结果与讨论 |
| 5.4.1 盐酸溶液中铅的离子形态分布 |
| 5.4.2 盐酸酸度对铅吸附的影响 |
| 5.4.3 FeCl_3浓度对铅吸附的影响 |
| 5.4.4 树脂对铅的吸附等温线 |
| 5.4.5 树脂对铅的吸附动力学 |
| 5.4.6 色谱柱动态穿透曲线 |
| 5.4.7 盐酸淋洗体积对铅分离回收的影响 |
| 5.4.8 流速对铅分离回收的影响 |
| 5.4.9 FeCl_3对铅分离回收的影响 |
| 5.4.10 基于硅基树脂的铅-210分离回收流程 |
| 5.4.11 真实环境水样验证 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 SiPyR-N4树脂对铼/锝的吸附研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验试剂与仪器 |
| 6.2.1 主要实验试剂 |
| 6.2.2 主要实验仪器 |
| 6.3 实验部分 |
| 6.3.1 批次吸附实验 |
| 6.3.2 树脂重复再生实验 |
| 6.3.3 光谱学表征实验 |
| 6.3.4 动态柱实验 |
| 6.3.5 水样采集与验证 |
| 6.4 实验结果与讨论 |
| 6.4.1 pH值对树脂吸附铼的影响 |
| 6.4.2 树脂对铼的吸附动力学 |
| 6.4.3 树脂对铼的吸附等温线 |
| 6.4.4 树脂对铼的吸附热力学 |
| 6.4.5 树脂对铼的吸附选择性 |
| 6.4.6 模拟地下水中铼的静态吸附 |
| 6.4.7 树脂重复再生能力 |
| 6.4.8 树脂对铼的吸附机理 |
| 6.4.9 色谱柱动态穿透曲线 |
| 6.4.10 模拟地下水中铼的动态吸附 |
| 6.4.11 真实环境水样中锝的去除 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 本文主要结论 |
| 7.2 论文主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（7）纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 饮用水重金属污染 |
| 1.1.1 重金属污染现状 |
| 1.1.2 铅污染的来源及危害 |
| 1.1.3 铬污染的来源及危害 |
| 1.2 重金属的去除技术 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 膜分离法 |
| 1.2.3 电化学处理法 |
| 1.2.4 生物处理法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 离子交换树脂处理重金属的研究进展 |
| 1.3.1 离子交换树脂的性质 |
| 1.3.2 离子交换树脂的分类 |
| 1.3.3 离子交换树脂的应用 |
| 1.3.4 离子交换树脂的改性 |
| 1.4 本课题的研究背景及内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 纳米羟基铁改性阳离子交换树脂的制备及其对Pb(II)的去除 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 改性树脂的制备 |
| 2.3.2 静态吸附实验 |
| 2.3.3 动态穿透吸附实验 |
| 2.3.4 分析方法 |
| 2.3.5 数据处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 固相分析 |
| 2.4.2 体系对比 |
| 2.4.3 溶液初始pH值的影响 |
| 2.4.4 初始Pb(II)浓度对吸附过程的影响 |
| 2.4.5 共存阳离子的影响 |
| 2.4.6 脱附与再生 |
| 2.4.7 吸附机理初探 |
| 2.4.8 固定床吸附试验 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 纳米羟基铁改性阴离子树脂的制备及其对Cr(VI)的去除 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 改性树脂的制备 |
| 3.3.2 静态吸附实验 |
| 3.3.3 动态穿透吸附实验 |
| 3.3.4 分析方法 |
| 3.3.5 数据处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 固相分析 |
| 3.4.2 体系对比 |
| 3.4.3 溶液初始pH值的影响 |
| 3.4.4 初始Cr(VI)浓度对吸附过程的影响 |
| 3.4.5 共存阴离子的影响 |
| 3.4.6 脱附与再生 |
| 3.4.7 吸附机理初探 |
| 3.4.8 固定床吸附实验 |
| 3.5 本章小节 |
| 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 |
（8）双极膜电再生离子交换处理金属和含盐废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属废水和含盐废水来源与危害 |
| 1.1.1 金属废水来源与危害 |
| 1.1.2 含盐废水来源与危害 |
| 1.2 金属废水和含盐废水处理与回用技术 |
| 1.2.1 离子交换法 |
| 1.2.2 电渗析法和电去离子法 |
| 1.2.3 反渗透 |
| 1.3 新型离子交换膜过程 |
| 1.3.1 双极膜结构及水解离机理 |
| 1.3.2 双极膜电渗析 |
| 1.3.3 双极膜电再生离子交换 |
| 1.4 本课题研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 工作原理 |
| 2.2 实验用水 |
| 2.3 实验内容和方法 |
| 2.3.1 地下水脱盐及再生 |
| 2.3.2 食品加工行业含盐废水处理 |
| 2.3.3 金属废水处理效果及影响因素 |
| 2.4 监测分析方法 |
| 2.4.1 监测方法 |
| 2.4.2 化学试剂和仪器设备 |
| 第三章 含盐水和废水处理效果与影响因素研究 |
| 3.1 地下水脱盐效果 |
| 3.1.1 不同工作电压条件下脱盐效果 |
| 3.1.2 再生过程及影响因素 |
| 3.2 食品加工废水处理效果 |
| 3.2.1 不同工作电压下处理效果 |
| 3.2.2 不同进水含盐量下处理效果 |
| 本章小结 |
| 第四章 金属废水处理效果及影响因素研究 |
| 4.1 含Cu~(2+)废水处理效果及影响因素 |
| 4.1.1 反应原理 |
| 4.1.2 电压对处理效果的影响 |
| 4.1.3 进水流量对处理效果的影响 |
| 4.1.4 进水浓度对处理效果的影响 |
| 4.1.5 运行条件对出水pH的影响 |
| 4.2 含Fe~(2+)废水处理效果及影响因素 |
| 4.2.1 反应原理 |
| 4.2.2 电压对处理效果的影响 |
| 4.2.3 进水流量对处理效果的影响 |
| 4.2.4 进水浓度对处理效果的影响 |
| 4.2.5 运行条件对出水pH的影响 |
| 4.3 混合金属废水处理效果及影响因素 |
| 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）La-201树脂的制备及其吸附除磷效能的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含磷废水的来源及危害 |
| 1.1.1 含磷废水的来源 |
| 1.1.2 含磷废水的危害 |
| 1.2 含磷废水的处理现状 |
| 1.2.1 生物除磷技术 |
| 1.2.2 化学除磷技术 |
| 1.2.3 几种除磷方法的分析比较 |
| 1.3 稀土元素镧在废水除磷工艺中的应用 |
| 1.4 离子交换树脂在废水除磷中的应用 |
| 1.4.1 离子交换树脂的特性及分类 |
| 1.4.2 离子交换树脂的应用现状 |
| 1.4.3 离子交换法的应用前景 |
| 1.5 研究的目的、意义、主要内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药剂 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 树脂的性能 |
| 2.3.2 磷含量的测定 |
| 2.3.3 实验装置 |
| 2.3.4 静态吸附解吸实验设计 |
| 2.3.5 动态吸附解吸实验设计 |
| 2.4 计算方法 |
| 2.5 表征方法 |
| 2.5.1 能谱分析(EDS) |
| 2.5.2 扫描电镜(SEM) |
| 2.5.3 傅里叶红外光谱(FT-IR) |
| 2.5.4 X-射线衍射(XRD) |
| 第三章 La-201树脂的制备及其表征 |
| 3.1 La-D201树脂的制备 |
| 3.1.1 正交实验 |
| 3.1.2 优化制备La-201树脂实验 |
| 3.2 La-201树脂的表征 |
| 3.2.1 能谱分析(EDS) |
| 3.2.2 扫描电镜(SEM) |
| 3.2.3 傅里叶红外光谱(FT-IR) |
| 3.2.4 X-射线衍射(XRD) |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 La-201树脂对磷的静态吸附解吸实验性能研究 |
| 4.1 投加量对树脂除磷效果的影响 |
| 4.2 反应时间对含磷废水的吸附效果 |
| 4.3 磷初始浓度对含磷废水的吸附效果影响 |
| 4.4 溶液初始pH对含磷废水的吸附效果影响 |
| 4.5 温度对含磷废水的吸附效果影响 |
| 4.6 共存阴离子对含磷废水的吸附效果影响 |
| 4.7 静态解吸实验 |
| 4.7.1 La-201树脂对磷的解吸再生方法 |
| 4.7.2 La-201树脂对磷的再生性能研究 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 La-201树脂对磷的动态吸附解吸实验性能研究 |
| 5.1 吸附剂柱高对磷的吸附效能影响 |
| 5.2 不同进水流速对磷的吸附效能影响 |
| 5.3 不同原水浓度对磷的吸附效能影响 |
| 5.4 La-201树脂对含磷溶液的动态解吸再生研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 La-201树脂对磷的吸附机理分析 |
| 6.1 La-201树脂对磷的热力学分析 |
| 6.1.1 吸附等温线模型 |
| 6.1.2 热力学参数计算及分析 |
| 6.2 La-201树脂对磷的动力学分析 |
| 6.2.1 吸附动力学曲线 |
| 6.3 机理分析 |
| 6.3.1 La-201树脂吸附磷前后红外光谱图 |
| 6.3.2 La-201树脂吸附磷前后XRD谱图 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望与不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）粉末离子交换树脂控制SA超滤膜污染行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 超滤技术的应用 |
| 1.2.1 超滤技术的简介 |
| 1.2.2 超滤技术在国内外的应用情况 |
| 1.3 超滤膜污染 |
| 1.3.1 超滤膜污染的分类 |
| 1.3.2 超滤膜有机污染的控制方法 |
| 1.4 离子交换树脂技术 |
| 1.4.1 离子交换树脂的简介 |
| 1.4.2 离子交换树脂在饮用水处理中的应用 |
| 1.4.3 离子交换树脂与超滤工艺结合 |
| 1.5 本课题研究内容与意义 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 离子交换树脂吸附实验 |
| 2.3.2 膜滤实验 |
| 2.4 实验测定方法 |
| 2.4.1 常规分析项目 |
| 2.4.2 膜阻力测定 |
| 2.4.3 TEP测定 |
| 2.4.4 电镜形貌分析 |
| 2.4.5 原子作用力分析 |
| 第三章 PAEX对 SA膜污染的控制规律 |
| 3.1 多周期膜滤实验 |
| 3.1.1 SA及单一嵌段的膜污染行为 |
| 3.1.2 PAEX-UF分体式工艺对SA超滤膜污染的控制效果 |
| 3.1.3 PAEX-UF一体式工艺对SA超滤膜污染的控制效果 |
| 3.1.4 MIEX与 PAEX对膜污染控制效果的对比 |
| 3.2 不可逆污染累积速率 |
| 3.2.1 单独超滤SA及单一嵌段 |
| 3.2.2 PAEX-UF分体式工艺 |
| 3.2.3 PAEX-UF一体式工艺 |
| 3.3 膜阻力构成 |
| 3.3.1 单独超滤SA及单一嵌段 |
| 3.3.2 PAEX-UF分体式工艺 |
| 3.3.3 PAEX-UF一体式工艺 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 PAEX对 SA膜污染的控制机理研究 |
| 4.1 出水水质分析 |
| 4.2 PAEX对 SA的吸附行为研究 |
| 4.2.1 PAEX对 SA的吸附行为 |
| 4.2.2 PAEX对嵌段的吸附行为 |
| 4.3 PAEX对 TEP的影响 |
| 4.4 颗粒刮擦作用 |
| 4.5 膜面形貌分析 |
| 4.6 界面作用力分析 |
| 4.7 本章小节 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 实验结论 |
| 5.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 论文发表情况 |
| 致谢 |
四、离子交换树脂的污染及处理（论文参考文献）
- [1]中性采铀水冶工艺中毒树脂的解毒技术研究[D]. 蔡佳玲. 东华理工大学, 2021(02)
- [2]金属有机骨架/大孔树脂复合材料的制备及其深度净化废水的研究[D]. 段英慧. 青岛科技大学, 2021(02)
- [3]超重力强化D201树脂改性及除Cr（Ⅵ）性能研究[D]. 宋尧. 中北大学, 2021(01)
- [4]电镀废水铜回收实验研究及工程应用[D]. 宋亚宁. 北京交通大学, 2021(02)
- [5]放射性废树脂流化裂解和核素矿化包容技术研究[D]. 宋琦. 浙江大学, 2021(01)
- [6]新型硅基树脂对阴离子态金属放射性核素的吸附及分离研究[D]. 陈立丰. 上海交通大学, 2020(01)
- [7]纳米羟基铁改性大孔离子交换树脂的制备及其对重金属离子的去除[D]. 王思巧. 华南理工大学, 2020(02)
- [8]双极膜电再生离子交换处理金属和含盐废水的研究[D]. 王美琪. 大连交通大学, 2020(06)
- [9]La-201树脂的制备及其吸附除磷效能的实验研究[D]. 吴梦. 江西理工大学, 2020(01)
- [10]粉末离子交换树脂控制SA超滤膜污染行为研究[D]. 刘念. 天津工业大学, 2020(02)