一、树脂再生剂投加量的神经网络控制方法（论文文献综述）
潘立军[1]（2021）在《等离子体协同改性TiO2/磁性LDH/过硫酸盐降解诺氟沙星机理研究》文中进行了进一步梳理近年来,介质阻挡放电低温等离子体（DBD-NTP）技术以其高效、环境友好及操作简单等优点,受到广泛关注。DBD-NTP协同均相/非均相催化技术,能够进一步提高其能量效率和对污染物的降解率。二氧化钛（TiO2）是目前应用广泛的光催化半导体材料,暴露{001}面的缺陷二氧化钛(TiO2-x)较普通TiO2相比拥有更加优良的光催化活性。与单一的光催化剂相比,半导体与磁性层状双氢氧化物（LDHs）复合催化剂不仅能促进光生电子与空穴的分离,扩大其光响应范围,而且还能提高催化剂的回收利用率。DBD-NTP产生的紫外光和热效应,磁性TiO2-x/Mg-Al LDH均能够活化过硫酸盐（PS）产生SO4·-。本文以氟喹诺酮类抗生素中使用频率最高的抗生素诺氟沙星（NOR）为目标污染物,分别研究了DBD-NTP/TiO2-x与DBD-NTP/磁性TiO2-x/Mg-Al LDH/PS降解溶液中NOR的效能和机理,同时,对制备的暴露{001}面的TiO2-x与磁性TiO2-x/Mg-Al LDH进行了结构与性能表征,最后,采用基于遗传算法优化的人工神经网络模型对NOR的降解率进行了预测,分析了NOR降解过程中各影响因素与NOR降解率之间的关系。采用水热法制备了暴露{001}面的TiO2-x,研究了DBD-NTP/TiO2-x降解水中NOR的机理。使用场发射扫描电镜（SEM）、场发射透射电镜（TEM）、X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）、拉曼光谱（Raman）、光电流、氮气吸脱附曲线、电子顺磁共振（EPR）对暴露{001}面的TiO2-x结构与光电性能进行了表征。考察了TiO2-x投加量、放电功率、空气流量、溶液初始p H以及NOR溶液初始浓度对NOR降解率的影响。结果表明,DBD-NTP与TiO2-x降解NOR时具有明显的协同催化效应,且随着TiO2-x投加量的增大,协同催化效应越发显着。DBD-NTP协同TiO2-x降解水中NOR的反应符合伪一级动力学。自由基淬灭试验和活性物质含量测定结果表明,1O2、O3、H2O2、·OH、·O2-、h+以及e-均在NOR降解过程中起重要作用,其中,1O2的贡献最为显着。TiO2-x循环使用性能试验表明TiO2-x具有良好的光催化稳定性。NOR降解路径主要包括哌嗪环断裂、喹啉环断裂、脱羧以及苯环脱氟,最终矿化为CO2和H2O。采用水热法构筑了三种磁性TiO2-x/LDHs,研究了DBD-NTP协同磁性TiO2-x/Mg-Al LDH活化PS降解溶液中NOR的效能,结果表明,磁性TiO2-x/Mg-Al LDH具有优异的光催化性能,在30 min时NOR的降解率达95.1%。协同因子计算结果显示DBD-NTP协同磁性TiO2-x/Mg-Al LDH活化PS体系的协同因子最高。采用SEM、TEM、XRD、XPS、FTIR、氮气吸脱附曲线、EPR对磁性TiO2-x/Mg-Al LDH进行了表征。考察了磁性TiO2-x/Mg-Al LDH投加量、放电功率、空气流量、溶液初始p H、NOR溶液初始浓度以及PS投加量对NOR降解率的影响。DBD-NTP协同磁性TiO2-x/Mg-Al LDH活化PS降解NOR的过程遵循伪一级动力学。TOC含量测定结果证明PS的添加能够显着提高NOR的矿化率。1O2、O3、H2O2、·OH、·O2-、h+、e-以及SO4·-均对NOR的降解有所贡献,其中,1O2的贡献最为显着。磁性TiO2-x/Mg-Al LDH在使用5次后,30 min时NOR的降解效率仍可达到93.6%,证明其具有良好的光催化稳定性。哌嗪环断裂、喹啉环断裂、脱羧、苯环脱氟和矿化是NOR降解的主要路径。采用遗传算法优化的人工神经网络（GA-ANN）模型对溶液中NOR的降解率进行预测,以上述试验的影响因素为输入层,NOR降解率为输出层,构建了三层结构的GA-ANN模型。采用均方误差（MSE）与相关系数（R）为模型精度的评价指标,以本文试验数据进行模型训练与测试。结果表明,当以DBD-NTP协同TiO2-x降解溶液中NOR的试验数据为模型样本集时,GA-ANN最优模型的MSE为0.0016,R为0.9956;当以DBD-NTP协同磁性TiO2-x/Mg-Al LDH活化PS降解溶液中NOR的数据为模型样本集时,GA-ANN最优模型的MSE为0.0009,R为0.9978,说明该模型预测精度高,可用于预测DBD-NTP协同催化降解水中NOR的降解率。仿真分析结果表明,GA-ANN模型仿真预测的各影响因素与NOR降解率之间的关系与本文试验结果一致。
喻岚[2]（2021）在《氯化钠/十二烷基磺酸钠-微波改性沸石除氨氮的研究》文中提出在水资源短缺、水生态环境破坏的形势下,再生水回用越来越得到重视。然而,经城市污水厂处理后的出水,往往还存在部分难降解的氨氮（NH3-N）、总氮（TN）、总磷（TP）和有机物（COD）等污染物,易造成水体富营养化,为提高污废水的再生利用,需进一步去除上述污染物。吸附法因工艺简单、操作方便、吸附材料价格低廉、选择性强、可再生等优点在处理NH3-N废水上具有较大的优势。沸石特殊的硅（铝）酸盐三维格架结构,使其具有独特的吸附性能和离子交换性能。天然沸石对NH3-N的去除率较低,需对其进行改性,以提高沸石对NH3-N废水的处理效率。实验配制8mg/L的模拟NH3-N废水,选择0.5-1mm天然沸石作为实验材料,以氯化钠（NaCl）、乙酸钠（CH3COONa）、三水柠檬酸钠（Na3C6H5O7·3H2O）、十二烷基磺酸钠（SLS）、十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）为改性剂,采用化学单一、化学+微波（先化学改性烘干后再置于微波改性）、微波+化学（先微波改性后再进行化学改性）、化学-微波（沸石与化学改性剂一同置于微波改性）4种方法对天然沸石进行改性,以此来分析不同改性剂和改性方法改性沸石对NH3-N的吸附效果,选出最佳改性剂和改性方法,并研究制备改性沸石的最佳条件。通过扫描电镜-能谱分析（SEM-EDS）、傅氏转换红外线光谱分析（FTIR）、X射线衍射相分析（XRD）、X射线荧光光谱分析（XRF）和比表面积测试分析（BET）对改性前后沸石进行表征,分析沸石吸附NH3-N废水的机理。通过静态实验确定改性沸石的最佳吸附条件,并通过等温吸附模型和反应动力学模型进行数据拟合,来分析沸石的吸附机理。通过动态实验确定吸附的最佳实验条件,分析NH3-N出水浓度达到穿透点和饱和点的时间。采用微波再生、NaCl再生、Na OH再生、NaCl-微波再生和Na OH-微波再生5种方法对吸附饱和沸石进行再生,以此来分析不同再生方法对改性沸石的再生效果,选出最佳再生方法,并研究再生改性沸石的最佳再生条件。（1）采用5种改性剂和4种改性方法对天然沸石进行改性,对比改性沸石对NH3-N的吸附效果,表明化学-微波改性方法效果最好。其中,NaCl-微波改性沸石对NH3-N的去除率可达91.43%,吸附容量为0.18mg/g,表面活性剂中SLS-微波沸石对NH3-N的去除率可达74.29%,吸附容量为0.14mg/g,因此,确定NaCl和SLS为活化剂。为进一步提高吸附性能,采用钠盐与表面活性剂对天然沸石进行组合改性,来研究NaCl-微波改性沸石和NaCl/SLS-微波改性沸石在不同NaCl改性浓度下对NH3-N、TN的吸附效果。发现NaCl/SLS-微波改性沸石在保持较高NH3-N去除率的同时,TN含量也降低了10.52%,故选择NaCl/SLS-微波法为天然沸石的最佳改性方法。（2）通过单因素实验和正交实验研究NaCl/SLS-微波改性沸石最佳制备条件的影响因素可知,改性条件为NaCl溶液浓度0.5mol/L、SLS溶液浓度0.3mol/L、固液比1:7、微波辐照功率567W、微波辐照时间15min时最佳,NaCl/SLS-微波改性沸石对NH3-N去除率为86.60%,吸附容量为0.15mg/g。对改性前后沸石进行SEM-EDS、FTIR、XRD、XRF和BET表征分析可见,采用NaCl/SLS-微波法对天然沸石进行改性,沸石内Na元素含量增多,Ca元素含量减少,NaCl、SLS已成功负载在沸石上,改性沸石的离子交换作用增强,吸附点位增多,吸附能力增加;加之微波与改性剂结合,可减少改性剂的用量,加快改性速度,使沸石孔径产生变化。（3）通过单因素实验和正交实验发现最佳吸附条件为NH3-N初始浓度8mg/L、改性沸石投加量3g、p H为9、吸附反应时间为30min。NaCl/SLS-微波改性沸石吸附NH3-N过程更符合Freundlich等温吸附线模型,相关系数R2为0.9905,Freundlich模型计算出来的1/n（0.7284）<1,KF（0.0316）较大,说明改性沸石对NH3-N的吸附主要以多分子层吸附为主,其易于吸附、表面不均一性较强,吸附质和吸附剂之间的亲和力较好;NaCl/SLS-微波改性沸石吸附NH3-N更符合准二级反应动力学模型,相关系数R2为0.9992,准二级反应动力学模型计算出改性沸石对NH3-N废水的饱和吸附量qe与实验值之间的误差仅为2.29%,说明改性沸石在吸附NH3-N过程中,离子交换反应起到很大的作用,存在化学反应。（4）通过动态吸附实验研究,得出吸附条件为室温、NH3-N废水浓度8mg/L、p H为9、吸附柱高700mm、内径50mm,滤层厚度0.45m、NH3-N废水进水流速5m L/min时最佳,吸附穿透时间为300min,吸附饱和时间为600min。在实际工程中,可根据实际情况来选择合适的改性沸石厚度和NH3-N进水流速。（5）采用5种再生方法对吸附饱和沸石进行再生,其中,NaCl-微波法的再生效果较好。再生条件为NaCl溶液浓度0.5mol/L、沸石与NaCl溶液固液比1:20、微波再生功率700W、微波再生时间15min时最佳,NaCl-微波再生改性沸石对NH3-N的去除率为75.18%,沸石再生率为93.98%,经过7次再生后的改性沸石对NH3-N的去除率仍能达60.48%,说明NaCl-微波再生法是一种高效的沸石再生方法,可以实现沸石的循环利用。
严亚萍[3]（2021）在《二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺除铜响应面优化与模型建立》文中提出水体重金属污染是近几十年来被广泛关注的环境问题之一,含重金属废水在排放到水体之前须达到相关标准要求。在所有重金属废水中,含铜废水则是最常见、水量最多的废水。螯合沉淀法作为化学沉淀处理技术中常见的一类方法,因其操作方法简单且絮凝效果佳而备受关注,而絮凝效果主要取决于螯合絮凝剂的性能,因此开发高效并且环保的螯合絮凝剂对含铜废水的治理具有重要意义。本论文在课题组前期研究的基础上,以聚丙烯酰胺（PAM）为母体,先对PAM进行胺甲基化获得中间产物胺甲基化聚丙烯酰胺（APAM）,再将二硫代羧基（—CSS-）引入到APAM上,获得最终产物二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺（DTAPAM）。本文以Cu2+初始浓度、Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值、水样初始pH值为影响因素,以Cu2+去除率为响应值分浓度段建立了三段式响应面模型,利用响应面法优化了DTAPAM除Cu2+的絮凝条件;考察了不同影响因素对Cu2+去除率的影响和DTAPAM除Cu2+模型的影响;对不同条件下螯合絮体DTAPAM-Cu的分形维数进行了探讨。主要研究结果如下:（1）建立的三段式DTAPAM除Cu2+模型的P值均小于0.05,模型显着。经响应面优化后,低浓度段DTAPAM除Cu2+模型的最佳絮凝条件为:Cu2+初始浓度为15mg/L,Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值为1:6.7,水样初始pH值为6.0;中浓度段模型的最佳絮凝条件为:Cu2+初始浓度为25 mg/L,Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值为1:6.3,水样初始pH值为6.0;高浓度段模型最佳絮凝条件为:Cu2+初始浓度为150mg/L,Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值为1:7.5,水样初始pH值为4.0。（2）通过对比不同浓度段DTAPAM对Cu2+的去除性能发现,DTAPAM对高浓度段的Cu2+去除效果最好,对低浓度段的Cu2+去除效果最差,说明DTAPAM更适合处理高浓度含Cu2+废水。（3）不同浓度段的DTAPAM除Cu2+模型验证效果较好,当Cu2+初始浓度、Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值、水样pH值分别变化时,其实测Cu2+的去除率和模型预测值的相对误差均在±5%以内。（4）体系中共存的无机阳离子(Na+、K+、Ca2+、Mg2+)和无机阴离子(Cl-、NO3-、SO42-)对不同浓度段的DTAPAM除Cu2+总体影响较小。当Cu2+去除率随Cu2+初始浓度或Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值变化时,无机阳离子和无机阴离子均对其最高去除率影响较小,而对低去除率影响较大。（5）体系中共存的焦磷酸钠、柠檬酸钠、EDTA、浊度对DTAPAM除C u2+有一定的影响。当Cu2+初始浓度、Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值、水样pH值分别变化时,焦磷酸钠均对DTAPAM除Cu2+起促进作用;柠檬酸钠、EDTA、浊度对DTAPAM除Cu2+具有促进或抑制作用,共存物质种类及浓度不同,其影响作用也不同。（6）体系中加入的无机阳离子、无机阴离子、有机配位剂及浊度对不同浓度段的DTAPAM除Cu2+模型影响不同,高浓度段验证误差基本分布在±5%以内,中浓度段验证误差大多数分布在±5%以内,低浓度段验证误差只有部分分布在±5%以内,其影响次序为:低浓度段>中浓度段>高浓度段。（7）当Cu2+初始浓度为25 mg/L、Cu2+初始浓度与DTAPAM投加量的比值为1:6.3,水样pH值为2.0～6.0时,DTAPAM对Cu2+去除率为82.34%～99.12%,对应螯合絮体DTAPAM-Cu的分形维数为1.4266～1.4575,表现出良好的相关性,在其他影响条件下（焦磷酸钠、柠檬酸钠、EDTA、浊度）也有类似的规律。
张永平[4]（2020）在《重金属吸附剂巯基乙酰化玉米秸秆的制备及其性能研究》文中进行了进一步梳理随着工业和制造业的大规模发展,生产过程中产生了大量富含重金属离子的废水,如果不采取适当的处理措施,不仅会破坏生态环境,而且还能给人体带来危害。重金属废水有多种处理方法,如:化学沉淀法、铁氧体法、膜分离等,这些方法大多存在操作复杂、处理周期长、成本高、产生的副产物容易引起二次污染等问题,导致使用受到限制。而吸附法具有操作方便、成本低廉、环境友好等特点广受欢迎。目前利用农林废弃物等低成本生物质通过化学改性,在其分子中引入巯基、胺基等某些基团,一方面利用其多孔的物理特性,另一方面利用引入基团螯合重金属离子的能力可以明显增强对重金属离子的吸附,产生良好的经济效益。本论文利用农业废弃物玉米秸秆,通过化学改性方法,将含S原子配位基团巯基（-SH）引入其分子中,制备出对重金属离子具有螯合吸附作用的吸附剂巯基乙酰化玉米秸秆（MACS）。本文以玉米秸秆（CS）、巯基乙酸（TGA）为原料,N-羟基琥珀酰亚胺（NHS）与碳二亚胺盐酸盐（EDC·HCl）为催化剂,通过单因素实验确定了六个因素对MACS制备条件的影响,并分别采用正交实验法和响应面优化法对MACS的制备条件进行优化。在响应面法优化MACS制备条件时,先选择Plackett-Burman实验筛选影响MACS制备的关键因素,但结果显示实验模型在研究范围内均不显着,最终以正交实验筛选的因素作为主要影响条件,选取响应面优化设计中的中心复合设计（CCD）对MACS的制备条件进行优化,得到MACS的最佳制备条件。利用FTIR分析、BET比表面积分析、SEM分析、元素分析等方法对MACS结构和表面形貌进行了表征。分别以含Cd（II）、Cu（II）水样为考察对象,研究了单一溶液中平衡时间、吸附剂投加量、反应温度、振荡速率、水样初始pH值、重金属离子初始浓度对MACS吸附Cd（II）和Cu（II）的影响。结合吸附动力学实验、吸附等温实验初步探讨了MACS吸附Cd（II）和Cu（II）的机制,对后续深入研究提出建议。主要研究结果如下:（1）在单因素确定的影响MACS制备条件的基础之上,选取玉米秸秆粒径、反应物比例CS:TGA、催化剂EDC·HCl/TGA比例、活化剂NHS/EDC·HCl比例、反应介质p H值、反应温度、反应时间7个影响因素,分别以水样中Cd（II）和Cu（II）去除率为考察对象,选择正交实验对MACS进行优化制备,结果发现得到的正交优化制备MACS方案不一致,为了使制备的MACS尽可能对多种重金属离子有较优去除效果,优化制备过程,综合评价了MACS同时去除Cd（II）与Cu（II）的效果,将制备条件进行了统一,得到的MACS制备条件为:玉米秸秆粒径为80目（0.2mm）,反应物CS与TGA的质量体积比为1:6,催化剂EDC·HCl与TGA的物质的量比为0.075:1,活化剂NHS与EDC·HCl的质量比为0.5:1,反应介质pH值为6.0,反应温度为30℃,反应时间为1h,在制备前先采用0.505mol/L的HNO3溶液于25℃下连续振荡活化处理CS 6h。在此条件下制备的MACS对模拟水样中Cd（II）和Cu（II）的最高去除率分别为88.42%、100%。（2）结合正交实验最优组合筛选的影响因素次序,选取反应介质pH值、CS粒径、反应温度三个因素进行CCD响应面优化法实验,将Expert 8.06软件优化推荐的制备组合条件分析比较,得到MACS制备方案为:CS粒径为80目（0.2mm）,反应物CS与TG A的质量体积比为1:6,EDC·HCl与TGA的物质的量比为0.075:1,NHS与EDC·HCl的质量比为0.5:1,反应介质pH值为5.72,反应温度为47℃,反应时间为60min。在此条件下制备的MACS对Cd（II）和Cu（II）的去除率分别为88.14%、98.62%。（3）采用FTIR分析、BET比表面积、SEM分析以及元素分析,发现改性后CS在2519.0cm-1处出现了微弱的S-H伸缩振动峰,其比表面积比原来减小了19.9%,孔径增大了3.2%,孔容减小了17.2%,MACS表面更加光滑,结构疏松,孔道增加,元素分析发现S元素含量为0.448%,结果表明巯基被成功引入CS分子结构中。（4）MACS投加量、平衡时间、反应温度、振荡速率、水样初始pH值、重金属离子初始浓度对MACS吸附Cd（II）、Cu（II）性能影响研究的结果表明,当MACS投加量为30g/L、吸附时间为60min、吸附温度为40℃、振荡速率为100r/min、水样初始pH值为6.0、Cd（II）的初始浓度为50mg/L时,MACS对Cd（II）的最大吸附率为89.69%,吸附量为4.20mg/g;MACS投加量为15g/L、吸附时间为60min、吸附温度为25℃、振荡速率为200r/min、水样初始pH值为6.0、Cu（II）的初始浓度为50mg/L时,MACS对Cu（II）的最大吸附率为100%,吸附量为8.94mg/g。（5）MACS对Cd（II）和Cu（II）的吸附均符合准二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型,准二级动力学拟合相关系数R2最高分别为0.9859、0.9927,Langmuir等温吸附拟合相关系数R2分别为0.9669、0.9914,表明吸附过程主要是化学吸附控制的单分子层吸附。新型重金属吸附剂MACS制备方法简单、制备成本较低;MACS对较低浓度的含Cd（II）废水吸附效果较好,对含Cu（II）废水吸附效果良好。因此,该吸附剂具备一定的应用前景,有望成为有效的重金属废水处理剂。
刘枫[5]（2020）在《Zn/Fe-LDH改性陶粒对农业径流磷的去除性能研究》文中认为农业径流磷浓度相对其他污水一般较低,在其去除过程中常常会遇到磷吸附驱动力低、吸附剂回收难度大、成本高等问题。层状双金属氢氧化物（LDHs）是对磷酸盐具有高吸附容量和高选择性的可再生吸附材料,但粉末态的LDHs在实际工程中往往难以应用。本研究基于锌铁层状双金属氢氧化物（Zn/Fe-LDH）优异的磷选择性和再生性,以及多孔陶粒较好的机械强度和介孔表面,采用碱性原位共沉淀法制备了Zn/Fe-LDH改性陶粒,考察了该改性陶粒的循环吸附与再生能力,获得了以该改性陶粒为吸附介质的除磷模块运行工艺参数,为解决农业径流低浓度磷污染问题提供了技术支持。本文主要研究发现如下:（1）本研究制备的Zn/Fe-LDH改性陶粒（改性固液比20%;Zn/Fe:2:1）可获得磷吸附量为460 mg-P kg-1。在投加量为20 g L-1时,各因素对磷吸附量的影响程度（以斜率表示）为:p H值（-22.6）>Ca2+（21.5）>Mg2+（19.9）>CO32-（-14.5）>SO42-（-13.3）>腐殖酸（-10.7）>NO3-（-5.57）>Cl-（-2.93）>Na+（0.32）>NH4+（0.19）。该改性陶粒对磷的吸附行为是在异质表面发生的化学过程,吸附机理主要为层间阴离子交换、配体交换和静电吸引。（2）通过55个循环吸附/再生实验,得到该改性陶粒的优化操作组合方式为:投加量:20 g L-1,吸附时间:2 h（p H=7.2）,脱附时间:1 h（p H=13.0）。该方式下的循环吸附/再生过程中,农业径流的总磷浓度可以从0.58 mg-P L-1稳定降至0.10 mg-P L-1以下,改性陶粒表面吸附的磷形态逐渐从铁/铝结合态磷转变为残渣态磷,且Zn释放量均低于地表水Zn浓度限值(0.05 mg L-1),最大值为0.033 mg L-1,水质发光菌毒性抑制率也低于急性毒性限值（20%）,最大值为17%,表明该改性陶粒的金属释放风险较低。（3）将Zn/Fe-LDH改性陶粒应用于农业径流除磷模块时,我们发现基质用量为3.0 kg的改性陶粒填充模块可将初始磷浓度为0.5 mg-P L-1、共存有机物浓度为5 mg L-1、进水量为0.04 m3 d-1的农业径流磷浓度降低至0.1 mg-P L-1以下,有效运行时长为28 d（4周）。利用平行S形模型分析发现,28 d之后该改性陶粒对磷的吸附行为逐渐从配体交换转为层间阴离子交换。通过人工神经网络模型敏感性参数分析可知,不同工艺参数对该模块除磷效果的相对影响大小顺序为:进水量（48.6%,-）>基质用量（26.0%,+）>共存有机物浓度（14.4%,-）>初始磷浓度（10.9%,-）。基于除磷模块9周的循环再生及成本分析结果表明,Zn/Fe-LDH改性陶粒对农业径流磷的处理成本为742元kg-P-1,以每亩农田排水300m3、磷浓度0.5 mg L-1核算,该改性陶粒除磷模块运行两个月的亩均成本约为111元,与同类型磷吸附基质相比具有一定的竞争优势,可推广用于农业径流磷污染治理。
范维利[6]（2020）在《载锰活性氧化铝处理地下水中氟、铁离子效能研究》文中研究说明受地质环境影响,一些地区地下水型饮用水水源存在氟和铁同时超标的现象。本文针对氟离子和铁离子同时超标的问题,通过静态和动态试验,利用吸附法除氟和接触氧化法除铁原理,开展地下水中氟、铁离子去除效果研究。以出水氟离子满足《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）,铁离子出水浓度显着下降为目标,为地下水同步除氟降铁提供参考和借鉴。载锰活性氧化铝可以实现除氟降铁,铁离子的存在不会抑制载锰活性氧化铝吸附效果,铁离子质量浓度从0增加到2mg/L时,含有2mg/L和5mg/L氟离子原水的出水氟离子平均质量浓度分别为0.65mg/L和0.95mg/L,去除率分别稳定在68%和81%,与铁离子浓度为0mg/L时的除氟效果相当;同时铁离子去除效果随着原水中氟离子浓度的升高而提高,氟离子质量浓度从2mg/L增加至5mg/L,铁离子去除率从57.5%升至67%。载锰活性氧化铝对氟离子的吸附过程符合准二级动力学,吸附速率主要受颗粒内扩散的控制;Freundlich模型和Langmuir模型均可以描述吸附氟离子的过程,但Freundlich模型显着性更强,吸附过程主要以多层化学吸附为主。吸附反应是自发进行的吸热反应。pH值、温度、吸附时间对氟离子和铁离子去除效果影响的显着关系分别为AF（吸附时间）>BF（pH值）>CF（温度）,BFe（pH值）>CFe（温度）>AFe（吸附时间）。pH值对载锰活性氧化铝除氟降铁效果的影响最为显着。在吸附时间8h,pH值为4,温度为25℃的条件下,原水中铁离子和氟离子质量浓度均为2mg/L时,氟离子和铁离子去除率可以达到68%和59.5%,出水质量浓度分别为0.61mg/L和0.81mg/L。载锰活性氧化铝的除氟降铁效果明显优于普通活性氧化铝。在原水氟离子和铁离子浓度分别为5mg/L和2mg/L,滤速为1m/h,滤柱高度为150mm时,载锰活性氧化铝滤柱除氟稳定达标运行时间是27h,其稳定运行时间是普通活性氧化铝的2.5倍,铁离子由普通活性氧化铝滤柱运行60h后稳定达标缩减至载锰活性氧化铝滤柱运行5h后达标。以2.5%碳酸钠作为再生剂,再生2h后出水氟离子和铁离子质量浓度分别为0.96mg/L和0.74mg/L。与载锰活性氧化铝首次除氟降铁效果相比,氟离子去除率下降了0.2%,铁离子去除率下降了17.5%。经过3次再生后,载锰活性氧化铝滤柱的氟离子吸附量从0.7mg/g降低至0.61mg/g。再生后的载锰活性氧化铝吸附容量未出现明显衰减,可延长载锰活性氧化铝的使用寿命。
郭宗敏[7]（2020）在《优化BP和RBF预测模型对污水厂控磷的研究》文中指出目前,水体富营养化已成为全球主要的水环境问题。磷是导致水体富营养化的关键因素之一,而污水处理厂是降低污水中含磷量的一项重要措施。污水处理厂主要的除磷技术为生物除磷,若生物除磷无法满足排放标准,可采用辅助除磷进一步去除水中的磷。由于污水厂除磷过程存在较大的时滞性,本文通过预测模型对其控磷状况进行预测。对于生物除磷预测模型,由于生物除磷过程具有高度的非线性,目前常用的机理预测模型结构复杂,预测精度较低,其预测平均相对误差约为15～30%。为了提高预测精度,本文采用神经网络这一能够解决高度非线性问题的非机理模型,建立了基于前馈（BP）神经网络、径向基（RBF）神经网络的污水厂生物除磷优化预测模型,来科学预测污水厂生物除磷效果。当生物除磷效果不理想时,可采用辅助除磷方法进一步除磷。本文将生物除磷预测模型与辅助除磷控制系统结合,以化学除磷为例,构建了生物除磷+化学除磷双联的预测+前馈可视化控磷系统,对污水厂及时有效地控磷具有很好的指导意义。控磷模型系统的建立和测试结果如下:（1）比选进水COD、BOD、TN、NH3-N、TP、SS、进水量、温度、pH值、溶解氧（DO）10个进水指标,选取COD、TN、NH3-N、TP、进水量5个进水指标作为生物除磷预测模型的输入因子,出水TP为输出因子。（2）针对BP神经网络收敛速度慢的缺陷,本文采用小波函数优化BP神经网络构建了小波神经网络（WNN）,结果显示小波神经网络迭代次数仅为100次,比BP神经网络少200次,收敛速度更快;针对小波神经网络易陷入局部极小值的缺陷,利用动量因子法（Momentum）对其进行优化,构建了Momentum-WNN网络,优化后平均相对误差为7.0677%,决定系数为0.8295,均方根误差为0.0404,相较于WNN神经网络,平均相对误差降低了2.9105%,决定系数提高了0.1961,均方根误差降低了0.0069。（3）针对RBF神经网络平滑因子选择的盲目性,采用随机游走算法（RW）优化RBF神经网络,构建了RW-RBF网络,结果显示RW-RBF网络的平均相对误差为3.4883%,决定系数为0.9582,均方根误差为0.0217,相较于优化前平均相对误差降低了3.8981%,决定系数提高了0.1608,均方根误差降低了0.0192。（4）BP神经网络易陷入局部极小值,而RBF神经网络能够避开这一缺陷。结果显示,RBF神经网络平均相对误差为9.9782%,决定系数为0.6334,均方根误差为0.0473,相较于BP神经网络平均相对误差降低了2.5918%,决定系数提高了0.164,均方根误差降低了0.0064。RW-RBF网络对于Momentum-WNN网络平均相对误差降低了3.8981%,决定系数提高了0.1608,均方根误差降低了0.0192。另外,Momentum-WNN网络迭代次数为100次,而RW-RBF网络迭代次数仅为25次,收敛速度更快。综上,RW-RBF网络相对于Momentum-WNN网络具有更好的预测精度。（5）本文将RW-RBF神经网络预测模型与前馈控制系统结合,构建了前馈-预测模型可视化界面,消除了控磷模型的时滞性,且相较于程序代码的读取和运行,可视化界面操作更加便捷,对用户更加友好。
张晓航[8]（2020）在《气浮-加载絮凝-零价铁过滤处理煤矿矿井水技术研究》文中认为近年来,随着我国经济建设不断推进,煤炭作为我国主体能源,在我国一次能源生产和消费占比中始终保持在高位。伴随着煤炭开采,就会排放大量矿井水,矿井水直接排放不仅污染环境,还会造成水资源的巨大浪费。同时,由于我国高端装备制造水平的不断提升,井下开采综采化率与煤炭产量亦不断提高,导致外排矿井水具有了一些新特点,主要表现在:①大型综采设备和液压支架的“跑、冒、滴、漏”现象使矿井水中乳化油含量增加。②采掘速度的提升使矿井水中悬浮物以及与水文地质条件有关的特殊污染物浓度提高,这些新特点造成传统矿井水处理工艺在运行中出现诸多问题。另外,中西部地区作为我国煤炭主产区,矿井水作为一种生态补水,当地普遍要求煤矿企业外排水需满足《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中Ⅲ类水体要求,对水中含有的石油类和特殊污染物（如硒、砷、汞等）均规定了限值,其他地区则要求外排水需满足《煤炭工业污染物排放标准》（GB20426-2006）。同时,若矿井水进行井上或井下回用,各回用途径均对水中悬浮物和乳化油含量作出要求。矿井水所具有的新特点以及未来水质标准的日趋严格,对水处理装备的处理效果和集成程度提出了更高要求。因此,开发出一种能够适应矿井水新特点的,满足不同地区不同水质要求的,兼具工艺流程短、占地面积小、耐冲击负荷强且具有相当智能化的集成化装备就格外重要。本文以陕西省紫阳县某煤矿矿井水作为研究对象,该矿井水中乳化油、悬浮物和硒含量超标,通过工艺比选确定采用气浮-加载絮凝-零价铁过滤工艺对该矿井水进行处理,以达到相关排放标准。在气浮单元中,针对传统溶气释放器所存在的诸多问题,设计出一种新型溶气释放器,对该释放器气泡生成与变化机理进行探究,归纳相关设计方法,经小试试验筛选出最优破乳药剂和复配配方,并与传统TV型释放器比较乳化油去除效果。采用加载絮凝单元去除水中的高浓度悬浮物,经一系列因素筛选试验确定各因素之间的交互关系并得到最优反应条件。在该条件下,观察絮体的分形维数、回转半径、孔隙率和特征长度等形态特征,分别采用普通与改进有限扩散凝聚（DLA）模型对生成絮体形态特征进行对比,推导出普通絮体和加载絮体沉降速率方面的差异,并通过沉降试验验证;依据斜管沉淀模型比较了普通絮凝和加载絮凝在沉淀总效率上的差异,验证加载絮凝对斜管堵塞的缓解效果。对于水中的硒,采用零价铁过滤的方法去除,考察了不同反应条件对硒去除率的影响,并采用扫描电子显微镜（SEM）和X射线衍射分析（XRD）方法对除硒前后零价铁性质变化进行表征。根据气浮单元、加载絮凝单元和零价铁过滤单元小试试验结论,使用中试试验装置进行验证性运行,分别采用反相传播人工神经网络（BPNN）、广义回归人工神经网络（GRNN）和径向基函数神经网络（RBFNN）对运行数据进行拟合,确定了最优智能化控制方法。通过上述研究得出以下主要结论:（1）释放器软管中气泡的大小和数量是水空化因素、气液传质因素和气泡间的聚并因素共同作用的结果,而释放器的孔径、管径和溶气压力等条件均会对以上因素产生影响,进而改变释放器的处理效果;通过比较数值计算粒径与实际出口处释放气泡的粒径,可知采用的计算方法具有相当的准确性,可用来指导工程实践应用;通过小试试验,确定最优破乳药剂配方为AR:PFS:PAM=10mg:40mg:0mg,采用连续试验的方式,认为新型释放器的乳化油去除表现优于传统TV型溶气释放器。（2）在影响加载絮凝和普通絮凝出水水质的诸多条件中,混凝剂投加量、絮凝剂投加量、熟化池搅拌强度、注射池搅拌强度均对出水水质有显着影响。在最优反应条件下,改进DLA模型生成的絮体与实际絮体在形态特征方面具有较好的吻合性,通过沉降速率试验观察到加载絮体和普通絮体理论沉速值和实测沉速值拟合曲线之间的差距较小,说明理论计算方法可以有效表示絮体的实际沉降过程;通过理论分析和试验结果得出加载絮凝的实际沉淀总效率高于普通絮凝实际沉淀总效率的结论,并认为加载絮凝可以有效缓解沉淀池斜管积泥和堵塞现象的发生。（3）零价铁除硒过程中滤料回流对滤层中的滤料均质和单质硒的分离具有重要影响;滤池滤速、滤层高度和停留时间对硒的去除率均有重要影响,滤速上升会显着降低硒的去除率;在一定范围内,滤层高度的增加将可使含硒矿井水中硒的去除率增加,但当超出一定范围时,则硒去除率随滤层高度的增加而减少;对于接触时间,随着时间的延长,滤料对水中硒的去除率会逐步提高。滤料回流对过滤时间有显着影响,当滤料回流时,随过滤时间的延长,滤池硒去除率始终保持稳定状态;当滤料不回流时,随过滤时间的延长,硒的去除率呈下降趋势,但与传统除铁锰滤池相比,降幅较小,说明该滤料具有除硒容量高、使用寿命长的特征。（4）分别采用BPNN、GRNN和RBFNN三种人工神经网络拟合中试装置的参数关系,从R2和RMSE两个指标可知,RBFNN的表现均好于另外两种人工神经网络。通过人工神经网络控制与小试试验最优反应条件对比,认为造成结果差异的原因在于处理规模的差异,较少的处理规模更有利于药液溶液与原水的混合,混匀时间更短,反应也更为充分。较大的处理规模则意味着需要更大的搅拌强度,则接近搅拌桨叶处将拥有更大的水力剪切力,不利于絮体的生成与持续生长。
蒋翠婷[9]（2019）在《铁（氢）氧化物—壳聚糖改性铝污泥吸附水中重金属的研究》文中研究说明工业化和城市化进程的提高不断加剧重金属污染,水体重金属污染是目前全球最严峻的环境问题之一。重金属具有的高毒性以及在生物体内的蓄积性,使其对生态环境和人类健康造成了严重影响。本文采用操作简单、普适性强的吸附法去除水体中重金属离子。以净水厂副产物铝污泥为载体,负载铁（氢）氧化物和壳聚糖,成功制备成了一种吸附效果优良的新型复合吸附剂AlS-Fe-CS,为铝污泥作为吸附剂的资源化利用提供了新的改性方法,同时解决了铁（氢）氧化物、壳聚糖机械稳定性差和活性位点利用率低的问题。通过静态吸附实验研究了AlS-Fe-CS对一元、二元、三元系统中Cr6+、Ni2+、Cu2+的吸附特性及机理,并探讨了二元及三元系统中重金属在吸附过程中的相互影响及AlS-Fe-CS选择吸附性。主要结论如下:（1）AlS-Fe-CS的制备:铝污泥投加量为3g,通过正交实验确定改性剂壳聚糖和FeCl3?6H2O最佳投加量分别为3g和8.11g。对比改性前后材料表征结果,壳聚糖和铁（氢）氧化物成功结合到铝污泥上,AlS-Fe-CS相比铝污泥表面更加蓬松粗糙。（2）一元系统中,pH、重金属初始浓度、吸附时间、温度等对重金属吸附均有着重要影响。Cr6+的吸附量随pH升高而减小,Ni2+、Cu2+的吸附量随pH升高逐渐增大,pH≥6时,沉淀反应是Ni2+、Cu2+吸附量快速升高的主要原因。三种重金属离子吸附随时间的推移都表现为初期吸附量快速增长然后增速减缓至平衡的两阶段模式。升高吸附温度、增大初始浓度可有效提高Ni2+、Cu2+的平衡吸附量,但升温不利于Cr6+的吸附。（3）多元系统中,Ni2+、Cu2+表现出强烈的竞争吸附,而Cr6+、Cu2+共存时,在AlS-Fe-CS上的吸附表现出了协同效应。在各因素综合影响下,AlS-Fe-CS对Cr6+、Ni2+、Cu2+的吸附顺序为:Cr6+>Cu2+>Ni2+,Cr6+、Cu2+与AlS-Fe-CS结合能力远强于Ni2+。随吸附时间延长,Cu2+会逐渐取代已被吸附的Ni2+,但可以通过升高Ni2+浓度而使其在与Cu2+的竞争中占优势。（4）吸附机理:Cr6+在AlS-Fe-CS上是不均匀的多层吸附,吸附过程主要是静电吸附-还原过程;Cu2+、Ni2+的吸附主要是与吸附剂表面—OH、—NH2上的氮、氧原子共享孤对电子形成金属络合物。Cu2+、Ni2+电负性、一级水解常数差异可能是造成与AlS-Fe-CS亲和力不同的主要原因。而AlS-Fe-CS在实验pH条件呈正电性可能是Cr6+在多元系统中始终保持优势吸附的主要原因,此外,Cu2+对Cr6+促进作用及Cu2+、Ni2+间的竞争作用也是造成三元系统中Cr6+吸附量大于Cu2+、Ni2+的重要原因。
苟玺莹[10]（2017）在《混凝耦合UV/H2O2深度处理制药园区尾水的研究》文中研究指明近年来,随着国内外环保意识的加强和环境标准的不断完善,制药废水的处理与排放问题备受关注。本文以东北某制药园区生化尾水为研究对象,在对其进行水质分析的基础上,针对处理该尾水的污水处理厂达标率低和处理水水质提高的要求,提出混凝耦合UV/H2O2组合工艺对该废水进行深度处理研究。首先对比三种混凝剂对废水的处理效果,考察聚合氯化铁（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）和聚合氯化铝铁（PAFC）在不同投加量、初始pH条件下对混凝效果的影响。结果表明,相比之下PFS的混凝效果优于其他两种混凝剂,其最佳混凝条件为pH为7.0、投加量为0.4g/L.对废水TOC、UV254、浊度和氨氮的去除率分别为44.2%、35.8%、85.5%和20.0%。通过三维荧光—激发发射矩阵光谱结合平行因子分析法（EEM-PARAFAC）分析混凝过程溶解性有机物（DOM）变化,将尾水DOM分解为五种荧光组分,分别为疏水性腐殖酸类物质C3和C5、异型生物质C2、富里酸类物质C1和蛋白类物质C4。在混凝过程,分子量较大、疏水的物质的去除效果更明显,因此C3、C4和C5相对于C1和C2更易被去除。对荧光组分与TOC、UV254变化趋势进行相关性研究,R2均在0.9以上,表明DOM与TOC、UV254呈现正相关。在UV/H2O2试验过程,对比了单一紫外辐照、UV/H2O2和混凝耦合UV/H2O2三种方法,考察不同H2O2投量、初始pH以及紫外功率对处理效果的影响。结果表明,污染物去除效率随H2O2投加量增加而提高,过量H2O2会使得其利用率降低;随pH呈现先增大后降低的情况;紫外灯功率增大,去除效率增大。最终优化得到最佳条件为pH 7.0,H2O2投加量500 mg/L,紫外功率15 W。该条件下TOC和UV254的去除率分别为77.1%和91.5%,BOD5/COD（B/C）由0.11提高到0.56。从荧光光谱图中直观地看出,废水经混凝后,在UV/H2O2处理过程,各区域荧光物质随时间延长降解迅速,采用EEM-PARAFAC方法则将DOM分解为4种荧光组分,分别为蛋白类物质C6、富里酸类物质C7以及腐殖酸类物质C8和C9。羟基自由基能有效降解这4种荧光组分。通过树脂分离技术将DOM分为4类有机物,结果表明,UV/H2O2对非酸疏水物质的去除率最好。分别以废水中特征污染物—对乙酰氨基酚（AAP）、磺胺嘧啶（SD）为研究对象,考察UV/H2O2体系中H2O2投量、溶液pH、紫外功率等对降解效率的影响,同时分析降解过程中主要中间产物及有机物降解机理。结果表明,UV/H2O2能有效降解这两种物质,AAP通过羟基自由基（OH）的氧化作用被降解,而SD则在·OH和光子的共同作用下被降解,降解反应均符合一级动力学方程。两种物质的反应速率常数均随H2O2投加浓度增大而增高,随着UV功率增强而增大;pH值对降解速率的影响较大,随溶液初始pH值（3.0～11.0）的升高,呈现先升高后降低的趋势。通过气象色谱/质谱（GC/MS）对AAP中间产物的分析推测对降解过程中首先形成了苯酚类物质进而被氧化生成易降解的物质。根据液相色谱/质谱（LC/MS）对中间产物分析,UV/H22降解磺胺嘧啶生成质荷比（m/z）为173、186、200的对氨基苯磺酸等中间产物,推测S-N键和C-N键被打开,这些中间产物可进一步被降解。
二、树脂再生剂投加量的神经网络控制方法（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、树脂再生剂投加量的神经网络控制方法（论文提纲范文）
（1）等离子体协同改性TiO2/磁性LDH/过硫酸盐降解诺氟沙星机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水环境中诺氟沙星的污染现状与去除方法 |
| 1.3 介质阻挡放电低温等离子体研究现状 |
| 1.4 暴露{001}面的缺陷二氧化钛 |
| 1.4.1 暴露{001}面的二氧化钛及其应用 |
| 1.4.2 缺陷二氧化钛及其应用 |
| 1.5 磁性层状双氢氧化物复合材料 |
| 1.6 过硫酸盐体系及其应用 |
| 1.7 基于遗传算法优化的人工神经网络模型 |
| 1.8 研究目的、研究内容与创新点 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容与创新点 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 试验材料、仪器与方法 |
| 2.1 试验材料与表征 |
| 2.1.1 试验药品 |
| 2.1.2 TiO_(2-x)制备 |
| 2.1.3 磁性TiO_(2-x)/LDH制备 |
| 2.1.4 材料表征 |
| 2.2 试验仪器与方法 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.4 计算方法 |
| 第三章 DBD-NTP协同TiO_(2-x)降解水中NOR效能和机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 TiO_(2-x)材料表征 |
| 3.2.2 协同催化效应分析 |
| 3.2.3 NOR降解影响因素和动力学分析 |
| 3.2.4 p H值、电导率和TOC的变化分析 |
| 3.2.5 协同催化机理研究 |
| 3.2.6 TiO_(2-x)的循环使用性能分析 |
| 3.2.7 NOR降解产物及降解路径分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 DBD-NTP协同磁性TiO_(2-x)/LDHs活化过硫酸盐降解水中NOR效能和机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 协同催化效应分析 |
| 4.2.2 磁性TiO_(2-x)/Mg-Al LDH材料表征 |
| 4.2.3 NOR降解影响因素和动力学分析 |
| 4.2.4 pH值、电导率和TOC变化分析 |
| 4.2.5 协同催化机理研究 |
| 4.2.6 磁性TiO_(2-x)/Mg-Al LDH的磁性与循环使用性能分析 |
| 4.2.7 NOR降解产物及降解路径分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 基于人工神经网络模型的NOR降解率预测研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 基于遗传算法优化的人工神经网络模型的构建 |
| 5.3 基于遗传算法优化的人工神经网络模型的确定与预测 |
| 5.3.1 基于遗传算法优化的人工神经网络模型的确定 |
| 5.3.2 模型预测结果分析 |
| 5.4 多因素变化时NOR降解仿真及分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动与成果 |
| 参与课题 |
| 发表的学术论文 |
| 所获奖项 |
（2）氯化钠/十二烷基磺酸钠-微波改性沸石除氨氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.1.1 处理水的现状 |
| 1.1.2 NH_3-N废水的来源及危害1 |
| 1.1.3 NH_3-N的排放标准及限值 |
| 1.2 废水中NH_3-N的处理技术 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物脱氮法 |
| 1.3 沸石的研究 |
| 1.3.1 沸石的结构 |
| 1.3.2 沸石的主要性能 |
| 1.3.3 沸石吸附NH_3-N的机理 |
| 1.3.4 沸石的改性机理及方法 |
| 1.3.5 沸石的再生机理及方法 |
| 1.4 改性沸石在污水处理中的研究现状 |
| 1.4.1 去除水中NH_3-N |
| 1.4.2 去除水中硝酸盐氮 |
| 1.4.3 去除水中重金属离子 |
| 1.4.4 去除废水中的有机物 |
| 1.5 课题的研究目的及内容 |
| 1.5.1 课题的研究目的及意义 |
| 1.5.2 课题的研究内容 |
| 1.5.3 课题的创新点 |
| 1.5.4 课题的研究技术路线 |
| 第二章 实验方案 |
| 2.1 实验设备与材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备与仪器 |
| 2.1.3 实验材料 |
| 2.1.4 实验水质 |
| 2.2 实验内容 |
| 2.2.1 沸石粒径比选 |
| 2.2.2 改性剂及改性方法比选 |
| 2.2.3 沸石的性质表征 |
| 2.2.4 NH_3-N静态吸附实验 |
| 2.2.5 等温吸附实验 |
| 2.2.6 吸附动力学实验 |
| 2.2.7 动态实验 |
| 2.2.8 沸石的再生实验 |
| 2.3 水质指标的检测 |
| 2.3.1 检测方法 |
| 2.3.2 计算方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 改性沸石的制备与实验条件的优化 |
| 3.1 沸石粒径的比选 |
| 3.2 改性剂及改性方法比选 |
| 3.2.1 改性方法分析 |
| 3.2.2 改性剂及改性方法比选 |
| 3.3 最佳改性条件研究 |
| 3.3.1 单因素对改性条件的影响分析 |
| 3.3.2 多因素对改性条件的影响分析 |
| 3.4 改性沸石性质表征 |
| 3.4.1 SEM-EDS分析 |
| 3.4.2 FTIR分析 |
| 3.4.3 XRD分析 |
| 3.4.4 XRF分析 |
| 3.4.5 BET分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 改性沸石去除NH_3-N的性能研究 |
| 4.1 单因素对吸附条件的影响分析 |
| 4.1.1 改性沸石投加量的影响 |
| 4.1.2 溶液p H的影响 |
| 4.1.3 吸附反应时间的影响 |
| 4.1.4 NH_3-N初始浓度的影响 |
| 4.2 多因素对吸附条件的影响分析 |
| 4.3 等温吸附实验 |
| 4.4 吸附反应动力学实验 |
| 4.5 改性沸石动态运行研究 |
| 4.5.1 滤层厚度的影响 |
| 4.5.2 进水流速的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 沸石再生实验研究 |
| 5.1 再生方法的比选 |
| 5.2 最佳再生条件研究 |
| 5.2.1 NaCl溶液浓度的影响 |
| 5.2.2 沸石与NaCl溶液固液比的影响 |
| 5.2.3 微波再生功率的影响 |
| 5.2.4 微波再生时间的影响 |
| 5.2.5 再生次数的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
（3）二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺除铜响应面优化与模型建立（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 含铜废水概况 |
| 1.1.1 含铜废水的来源 |
| 1.1.2 含铜废水的危害 |
| 1.2 含铜废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学法 |
| 1.2.2 物理化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 水处理絮凝剂概况 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机絮凝剂 |
| 1.3.3 复合絮凝剂 |
| 1.4 论文相关理论 |
| 1.4.1 絮凝机理 |
| 1.4.2 分形理论 |
| 1.5 论文研究的意义 |
| 1.6 论文研究内容及技术路线图 |
| 1.6.1 论文研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 1.7 论文创新点 |
| 2 二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺除Cu~(2+)的响应面模型建立 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 DTAPAM的制备 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 响应面结果方差分析 |
| 2.3.2 响应面结果交互作用分析 |
| 2.3.3 最佳絮凝条件的确定与模型验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 无机阳离子对二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺去除Cu~(2+)的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Na~+的影响 |
| 3.3.2 K~+的影响 |
| 3.3.3 Ca~(2+)的影响 |
| 3.3.4 Mg~(2+)的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 无机阴离子对二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺去除Cu~(2+)的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Cl~-的影响 |
| 4.3.2 NO_3~-的影响 |
| 4.3.3 SO_4~(2-)的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 有机配位剂和浊度对二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺去除Cu~(2+)的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 实验材料 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 焦磷酸钠的影响 |
| 5.3.2 柠檬酸钠的影响 |
| 5.3.3 EDTA的影响 |
| 5.3.4 浊度的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 絮体分形维数 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验仪器 |
| 6.2.2 实验材料 |
| 6.2.3 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 pH值的影响 |
| 6.3.2 焦磷酸钠的影响 |
| 6.3.3 柠檬酸钠的影响 |
| 6.3.4 EDTA的影响 |
| 6.3.5 浊度的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）重金属吸附剂巯基乙酰化玉米秸秆的制备及其性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水概况 |
| 1.2 重金属废水处理方法 |
| 1.2.1 沉淀法 |
| 1.2.2 电化学法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.2.6 絮凝螯合沉淀法 |
| 1.2.7 其他处理方法 |
| 1.3 含硫吸附剂的研究进展 |
| 1.4 论文研究的意义 |
| 1.5 论文研究的内容及技术路线图 |
| 1.5.1 论文研究的内容 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 1.6 论文创新点 |
| 2 单因素实验法制备MACS |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 玉米秸秆粒径的影响 |
| 2.3.2 催化剂的选取 |
| 2.3.3 反应物比例的影响 |
| 2.3.4 反应介质pH值的影响 |
| 2.3.5 反应温度的影响 |
| 2.3.6 反应时间的影响 |
| 2.3.7 玉米秸秆的活化处理 |
| 2.3.8 MACS除 Cd(II)、Cu(II)投加量的选取 |
| 2.3.9 单因素法确定的MACS制备条件 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 正交实验法优化MACS制备条件 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 MACS除 Cd(II)时制备条件的优化 |
| 3.3.2 MACS除 Cu(II)时制备条件的优化 |
| 3.3.3 正交实验法优化MACS制备条件的确定 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 响应面法优化MACS制备条件 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 Plackett-Burman实验筛选主要因素 |
| 4.3.2 响应面法优化MACS制备条件 |
| 4.3.3 对比实验 |
| 4.3.4 MACS制备最佳条件的确定 |
| 4.3.5 MACS表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 MACS对 Cd(II)的吸附性能 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 实验材料 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 MACS投加量的影响 |
| 5.3.2 吸附时间的影响 |
| 5.3.3 吸附温度的影响 |
| 5.3.4 振荡速率的影响 |
| 5.3.5 初始pH值的影响 |
| 5.3.6 Cd(II)初始浓度的影响 |
| 5.3.7 吸附动力学 |
| 5.3.8 吸附等温线 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 MACS对 Cu(II)的吸附性能 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验仪器 |
| 6.2.2 实验材料 |
| 6.2.3 实验方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 MACS投加量的影响 |
| 6.3.2 吸附时间的影响 |
| 6.3.3 吸附温度的影响 |
| 6.3.4 振荡速率的影响 |
| 6.3.5 初始pH值的影响 |
| 6.3.6 Cu(II)初始浓度的影响 |
| 6.3.7 吸附动力学 |
| 6.3.8 吸附等温线 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）Zn/Fe-LDH改性陶粒对农业径流磷的去除性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 国内外农业径流磷污染现状 |
| 1.2 低浓度磷污染治理技术进展 |
| 1.3 层状双金属氢氧化物应用进展 |
| 1.4 本论文的研究工作 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 Zn/Fe-LDH改性陶粒的制备与磷吸附效果 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料和仪器 |
| 2.2.2 Zn/Fe-LDH改性陶粒制备 |
| 2.2.3 改性陶粒磷吸附效果研究 |
| 2.2.4 水质分析及改性陶粒表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 改性陶粒制备条件的影响 |
| 2.3.2 改性陶粒的表征 |
| 2.3.3 各因素对吸附的影响 |
| 2.3.4 吸附动力学和等温线 |
| 2.3.5 磷吸附机理探究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 Zn/Fe-LDH改性陶粒对农业径流磷的循环吸附与再生潜力 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 改性陶粒再生剂预选实验 |
| 3.2.2 改性陶粒实际循环吸附应用 |
| 3.2.3 水质分析及改性陶粒表征方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磷饱和改性陶粒的再生潜力 |
| 3.3.2 改性陶粒的循环吸附过程 |
| 3.3.3 改性陶粒稳定性研究 |
| 3.3.4 改性陶粒磷吸附形态与Zn离子释放风险 |
| 3.3.5 副产物成分分析和沉淀回收 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 基于Zn/Fe-LDH改性陶粒的农业径流除磷模块应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 改性陶粒除磷模块的设计 |
| 4.2.2 除磷模块模拟研究 |
| 4.2.3 除磷模块动态吸附模拟方法 |
| 4.2.4 水质分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 改性陶粒除磷模块的有效运行时长 |
| 4.3.2 改性陶粒除磷模块除磷效率的转变机制 |
| 4.3.3 改性陶粒除磷模块工艺参数敏感性分析 |
| 4.3.4 改性陶粒除磷模块循环再生与成效分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历、科研成果 |
（6）载锰活性氧化铝处理地下水中氟、铁离子效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水除氟技术及研究进展 |
| 1.2.2 地下水除铁技术及研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验水质 |
| 2.1.2 试验药剂 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.1.4 试验装置 |
| 2.2 检测指标及分析方法 |
| 2.2.1 材料学表征方法 |
| 2.2.2 指标检测方法及标准 |
| 2.3 试验方案 |
| 2.3.1 载锰活性氧化铝制备 |
| 2.3.2 除氟降铁静态试验 |
| 2.3.3 除氟降铁动态试验 |
| 2.3.4 载锰活性氧化铝再生试验 |
| 2.4 数学模型及基本参数表达 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 吸附热力学模型 |
| 2.4.3 吸附热力学参数 |
| 3 载锰活性氧化铝表征及除氟降铁特性研究 |
| 3.1 载锰活性氧化铝表征和除氟效果分析 |
| 3.1.1 载锰活性氧化铝表面形貌分析 |
| 3.1.2 载锰活性氧化铝物相组成分析 |
| 3.1.3 改性前后活性氧化铝除氟效果对比分析 |
| 3.2 载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 3.3 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附动力学分析 |
| 3.3.1 准一级动力学和准二级动力学模型拟合分析 |
| 3.3.2 颗粒内扩散模型拟合分析 |
| 3.4 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附热力学分析 |
| 3.4.1 载锰活性氧化铝对氟离子的吸附等温曲线分析 |
| 3.4.2 热力学参数计算 |
| 3.5 小结 |
| 4 载锰活性氧化铝除氟降铁效果影响因素研究 |
| 4.1 载锰活性氧化铝吸附除氟影响因素分析 |
| 4.1.1 吸附剂投加量对载锰活性氧化铝吸附除氟效果的影响 |
| 4.1.2 吸附时间对载锰活性氧化铝吸附除氟效果的影响 |
| 4.1.3 pH值对载锰活性氧化铝除氟效果的影响 |
| 4.2 响应曲面法优化载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 4.2.1 响应曲面法模型的建立 |
| 4.2.2 响应曲面模型的显着性检验 |
| 4.2.3 因子交互作用分析 |
| 4.2.4 工艺参数优化与验证 |
| 4.3 小结 |
| 5 活性氧化铝滤柱动态除氟降铁效能研究 |
| 5.1 载锰活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 5.1.1 除氟效果分析 |
| 5.1.2 除铁效果分析 |
| 5.2 普通活性氧化铝除氟降铁效果分析 |
| 5.2.1 除氟效果分析 |
| 5.2.2 除铁效果分析 |
| 5.3 载锰活性氧化铝与普通活性氧化铝除氟降铁效果对比分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 载锰活性氧化铝再生效果试验研究 |
| 6.1 载锰活性氧化铝再生效果影响因素分析 |
| 6.1.1 再生剂种类对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.1.2 再生剂浓度对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.1.3 再生时间对载锰活性氧化铝再生效果的影响 |
| 6.2 载锰活性氧化铝动态再生效果分析 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（7）优化BP和RBF预测模型对污水厂控磷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 水体富营养化 |
| 1.1.2 污水除磷现状 |
| 1.1.3 除磷预测模型的研究意义 |
| 1.2 国内外相关研究现状 |
| 1.2.1 生物除磷预测机理模型软件 |
| 1.2.2 生物除磷预测非机理模型 |
| 1.2.3 辅助除磷控制模型 |
| 1.3 主要研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 主要创新点 |
| 第二章 预测模型关键影响因子选择 |
| 2.1 污水总磷来源与成分 |
| 2.2 污水厂生物除磷 |
| 2.2.1 污水厂生物除磷机理 |
| 2.3 研究对象介绍 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Momentum-WNN神经网络预测模型 |
| 3.1 人工神经网络概述 |
| 3.1.1 神经网络发展历程 |
| 3.1.2 神经网络发展趋势 |
| 3.2 Momentum-WNN神经网络建立 |
| 3.2.1 小波神经网络建立 |
| 3.2.2 动量因子法优化 |
| 3.3 Momentum-WNN网络预测结果 |
| 3.3.1 数据分类测试 |
| 3.3.2 收敛速度测试 |
| 3.3.3 预测精度测试 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 RW-RBF神经网络预测模型 |
| 4.1 RBF神经网络概述 |
| 4.2 RW-RBF神经网络建立 |
| 4.2.1 RBF神经网络学习方法概述 |
| 4.2.2 RBF神经网络建立步骤 |
| 4.2.3 随机游走算法优化 |
| 4.3 RW-RBF神经网络预测结果 |
| 4.3.1 数据分类测试 |
| 4.3.2 收敛速度测试 |
| 4.3.3 预测精度测试 |
| 4.4 四种预测模型效果对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 污水厂预测+前馈控磷系统 |
| 5.1 模型关键影响因子敏感性分析 |
| 5.1.1 基于方差分解的全局敏感度分析法 |
| 5.1.2 皮尔森系数法 |
| 5.1.3 敏感性和线性相关分析 |
| 5.2 辅助除磷方法 |
| 5.3 化学除磷控制系统 |
| 5.3.1 化学除磷药剂种类 |
| 5.3.2 化学除磷药剂投加点 |
| 5.3.3 化学除磷量 |
| 5.3.4 化学除磷自动控制 |
| 5.4 污水厂控磷模型建立 |
| 5.5 控磷系统可视化构建 |
| 5.5.1 可视化模型概述 |
| 5.5.2 可视化污水厂除磷调节模型功能 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 作者在攻读硕士学位期间取得成绩 |
| 附录 B Matlab软件部分源程序 |
（8）气浮-加载絮凝-零价铁过滤处理煤矿矿井水技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 我国煤炭产量结构与矿井水水质特点 |
| 1.2.2 关键污染物去除工艺节点的确定 |
| 1.2.3 气浮单元国内外研究现状 |
| 1.2.4 加载絮凝单元国内外研究现状 |
| 1.2.5 特殊污染物去除单元国内外研究现状 |
| 1.2.6 水处理工艺的智能化控制国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 本章小结 |
| 2 煤矿矿井水水质分析 |
| 2.1 矿井水来源与水质分析 |
| 2.2 矿井水模拟水样的配制 |
| 2.3 矿井水原水的连续监测 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 加压溶气气浮单元去除水中污染物的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂及用水 |
| 3.1.2 实验装置与方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 释气量、释气效率与释气流量变化规律 |
| 3.2.2 气泡粒径变化规律 |
| 3.2.3 孔径与释气量、气泡粒径的关系 |
| 3.2.4 气泡实测直径与计算直径的比较 |
| 3.2.5 新型释放器设计方法归纳 |
| 3.2.6 气浮工艺的小试研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 加载絮凝单元去除水中污染物的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与用水 |
| 4.1.2 实验装置与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 最佳混凝剂的筛选 |
| 4.2.2 最佳絮凝剂的筛选 |
| 4.2.3 最佳加载物的筛选 |
| 4.2.4 最佳沉淀时间的确定 |
| 4.2.5 最佳搅拌强度的确定 |
| 4.2.6 磁系材料比选试验 |
| 4.2.7 最佳固液分离方式的确定 |
| 4.2.8 Plackett-Burman设计筛选影响加载絮凝和普通絮凝处理效果的显着因素 |
| 4.2.9 最陡爬坡试验确定响应面实验因素水平的中心点 |
| 4.2.10 响应面设计确定加载絮凝和普通絮凝显着因素的最优水平 |
| 4.2.11 改进DLA模型絮体形态特征分析 |
| 4.2.12 絮体的沉降特征研究 |
| 4.2.13 两种絮凝工艺斜管沉淀总效率比较 |
| 4.2.14 两种絮凝工艺缓解斜管堵塞效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 零价铁过滤单元去除水中污染物的研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与用水 |
| 5.1.2 实验装置与方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 零价铁滤料回流对滤层的影响 |
| 5.2.2 滤速对硒去除率影响 |
| 5.2.3 滤层高度对硒去除率影响 |
| 5.2.4 停留时间对硒去除率影响 |
| 5.2.5 过滤时间对硒去除率影响 |
| 5.2.6 反应前后零价铁性质变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 气浮-加载絮凝-零价铁过滤工艺现场应用与智能化控制 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验装置与方法 |
| 6.1.2 试验装置的智能化控制方法 |
| 6.1.3 BPNN、GRNN和RBFNN的实现 |
| 6.1.4 BPNN的初始化 |
| 6.1.5 GRNN神经网络的初始化 |
| 6.1.6 RBF神经网络的初始化 |
| 6.1.7 回归能力的评价 |
| 6.1.8 人工神经网络控制与小试试验最优反应条件对比 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 中试装置初始化过程出水浊度变化 |
| 6.2.2 BPNN的预测结果与参数调整 |
| 6.2.3 GRNN神经网络预测结果的表现与分析 |
| 6.2.4 RBF神经网络预测结果的表现与分析 |
| 6.2.5 三种神经网络回归能力的分析与比较 |
| 6.2.6 人工神经网络控制与小试试验最优反应条件对比 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）铁（氢）氧化物—壳聚糖改性铝污泥吸附水中重金属的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 重金属污染概述 |
| 1.1.2 我国水体重金属污染现状 |
| 1.1.3 垃圾渗滤液中重金属 |
| 1.2 重金属废水研究进展 |
| 1.2.1 去除水中重金属的方法 |
| 1.2.2 常用重金属吸附材料 |
| 1.2.3 铝污泥吸附研究 |
| 1.2.4 铁(氢)氧化物吸附研究 |
| 1.2.5 壳聚糖吸附研究 |
| 1.3 课题研究工作 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究思路 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料及研究方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 溶液配制 |
| 2.2.2 材料表征 |
| 2.3 吸附理论模型 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 吸附等温线模型 |
| 2.3.3 吸附热力学理论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 化学改性铝污泥的制备工艺 |
| 3.1 Al-Fe-CS复合吸附剂的制备 |
| 3.1.1 Al-Fe-CS的制备方法 |
| 3.1.2 改性剂投加量的确定 |
| 3.1.3 化学改性前后吸附性能对比 |
| 3.2 表征结果分析 |
| 3.2.1 FTIR分析 |
| 3.2.2 XRD分析 |
| 3.2.3 SEM分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 AlS-Fe-CS对单一重金属的吸附研究 |
| 4.1 吸附实验方法 |
| 4.1.1 溶液pH对吸附的影响 |
| 4.1.2 吸附动力学 |
| 4.1.3 吸附等温线 |
| 4.1.4 吸附热力学 |
| 4.2 复合吸附剂对Cr~（6+）的吸附研究 |
| 4.2.1 溶液pH对吸附的影响 |
| 4.2.2 吸附动力学 |
| 4.2.3 吸附等温线 |
| 4.2.4 吸附热力学 |
| 4.3 复合吸附剂对Ni2+的吸附研究 |
| 4.3.1 溶液pH对吸附的影响 |
| 4.3.2 吸附动力学 |
| 4.3.3 吸附等温线 |
| 4.3.4 吸附热力学 |
| 4.4 复合吸附剂对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.4.1 溶液pH对吸附的影响 |
| 4.4.2 吸附动力学 |
| 4.4.3 吸附等温线 |
| 4.4.4 吸附热力学 |
| 4.5 三种重金属离子吸附特性总结及对比 |
| 4.6 AlS-Fe-CS的吸附机理探讨 |
| 4.6.1 FTIR结果分析 |
| 4.6.2 吸附机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 AlS-Fe-CS对多元重金属溶液的吸附研究 |
| 5.1 吸附实验方法 |
| 5.1.1 时间对多元系统中重金属吸附的影响 |
| 5.1.2 pH对多元系统中重金属吸附的影响 |
| 5.1.3 重金属初始浓度对吸附的影响 |
| 5.1.4 投加剂量对吸附的影响 |
| 5.2 AlS-Fe-CS对二元系统中重金属的吸附研究 |
| 5.2.1 时间对吸附的影响 |
| 5.2.2 pH对吸附的影响 |
| 5.3 AlS-Fe-CS对三元系统中重金属的吸附研究 |
| 5.3.1 时间对吸附的影响 |
| 5.3.2 pH对吸附的影响 |
| 5.3.3 各重金属初始浓度对吸附的影响 |
| 5.3.4 投加剂量对吸附的影响 |
| 5.4 AlS-Fe-CS对多元系统中重金属吸附机理 |
| 5.4.1 Cu~(2+)、Cr~（6+）协同吸附机理 |
| 5.4.2 选择吸附机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 主要创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）混凝耦合UV/H2O2深度处理制药园区尾水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 制药废水的来源及危害 |
| 1.1.2 制药废水的水质特征 |
| 1.1.3 制药废水的处理技术 |
| 1.2 制药废水深度处理国内外研究进展 |
| 1.2.1 混凝技术 |
| 1.2.2 吸附技术 |
| 1.2.3 膜分离技术 |
| 1.2.4 生物处理技术 |
| 1.2.5 高级氧化技术 |
| 1.3 课题的来源与研究意义 |
| 1.3.1 课题的来源 |
| 1.3.2 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 化学试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 混凝试验 |
| 2.2.2 UV/H_2O_2试验 |
| 2.3 水质检测分析项目及方法 |
| 2.3.1 常规指标的检测与分析 |
| 2.3.2 溶解性有机物的检测与分析 |
| 2.3.3 GC/MS分析 |
| 2.3.4 有机物的分离 |
| 2.4 H_2O_2理论投加量计算 |
| 2.5 反应动力学研究方法 |
| 2.6 能耗分析方法 |
| 第3章 混凝法对制药园区尾水处理研究 |
| 3.1 尾水水质特征与污染物分析 |
| 3.1.1 常规水质指标 |
| 3.1.2 三维荧光光谱分析 |
| 3.1.3 红外光谱分析 |
| 3.1.4 GC/MS分析结果 |
| 3.1.5 特征污染物的选取 |
| 3.2 混凝预处理 |
| 3.2.1 混凝剂投加剂量 |
| 3.2.2 初始pH值 |
| 3.3 三维荧光光谱变化 |
| 3.3.1 混凝后EEM光谱特性 |
| 3.3.2 平行因子分析 |
| 3.3.3 荧光组分变化 |
| 3.4 混凝后水中剩余铁离子的浓度 |
| 3.5 相关性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 UV/H_2O_2深度处理制药废水的研究 |
| 4.1 常规指标的变化 |
| 4.1.1 H_2O_2投量的影响 |
| 4.1.2 初始pH值 |
| 4.1.3 紫外功率的影响 |
| 4.2 反应动力学研究 |
| 4.3 三维荧光光谱分析 |
| 4.3.1 光谱特性 |
| 4.3.2 平行因子分析 |
| 4.3.3 荧光组分变化 |
| 4.4 DOM的氧化特性 |
| 4.5 毒性与可生化性变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 UV/H_2O_2降解对乙酰氨基酚的研究 |
| 5.1 分析方法 |
| 5.1.1 AAP的测定 |
| 5.1.2 中间产物分析方法 |
| 5.2 单一UV、H_2O_2和UV/H_2O_2降解AAP |
| 5.3 不同实验条件下AAP的UV/H_2O_2降解效果 |
| 5.3.1 初始H_2O_2投量对AAP降解效果的影响 |
| 5.3.2 初始pH对AAP降解的影响 |
| 5.3.3 不同紫外功率对AAP降解的影响 |
| 5.3.4 HCO_3~-、NO_3~-浓度对AAP降解的影响 |
| 5.4 UV/H_2O_2对AAP的矿化作用 |
| 5.5 UV/H_2O_2降解AAP的主要降解产物及降解途径分析 |
| 5.6 电能效率 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 UV/H_2O_2降解水中磺胺嘧啶及机理研究 |
| 6.1 分析方法 |
| 6.1.1 磺胺嘧啶测定方法 |
| 6.1.2 中间产物分析方法 |
| 6.2 UV/H_2O_2降解磺胺嘧啶 |
| 6.3 UV/H_2O_2降解磺胺嘧啶的影响因素 |
| 6.3.1 H_2O_2投量的影响 |
| 6.3.2 紫外功率的影响 |
| 6.3.3 初始磺胺嘧啶浓度的影响 |
| 6.3.4 初始pH影响 |
| 6.4 中间产物分析及降解机理 |
| 6.5 能耗分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间申请的专利 |
| 附录C 攻读学位期间参与的课题研究 |
| 致谢 |
四、树脂再生剂投加量的神经网络控制方法（论文参考文献）
- [1]等离子体协同改性TiO2/磁性LDH/过硫酸盐降解诺氟沙星机理研究[D]. 潘立军. 合肥工业大学, 2021(02)
- [2]氯化钠/十二烷基磺酸钠-微波改性沸石除氨氮的研究[D]. 喻岚. 昆明理工大学, 2021(02)
- [3]二硫代羧基化胺甲基聚丙烯酰胺除铜响应面优化与模型建立[D]. 严亚萍. 兰州交通大学, 2021(02)
- [4]重金属吸附剂巯基乙酰化玉米秸秆的制备及其性能研究[D]. 张永平. 兰州交通大学, 2020(01)
- [5]Zn/Fe-LDH改性陶粒对农业径流磷的去除性能研究[D]. 刘枫. 浙江大学, 2020(02)
- [6]载锰活性氧化铝处理地下水中氟、铁离子效能研究[D]. 范维利. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [7]优化BP和RBF预测模型对污水厂控磷的研究[D]. 郭宗敏. 昆明理工大学, 2020(04)
- [8]气浮-加载絮凝-零价铁过滤处理煤矿矿井水技术研究[D]. 张晓航. 中国矿业大学(北京), 2020
- [9]铁（氢）氧化物—壳聚糖改性铝污泥吸附水中重金属的研究[D]. 蒋翠婷. 长安大学, 2019(01)
- [10]混凝耦合UV/H2O2深度处理制药园区尾水的研究[D]. 苟玺莹. 湖南大学, 2017(07)