一、合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性（论文文献综述）
陈莉娥,周兴求,伍健东[1]（2003）在《表面活性剂废水的危害及处理技术》文中研究说明介绍了表面活性剂废水的来源、特点及其表面活性剂废水对环境的危害,阐述了表面活性剂废水的常用处理方法。对各类方法的应用现状及发展方向进行了分析和评价,得出结论:应从预处理与回收并用,同时考虑化学处理与生物降解处理该类废水。
储超[2]（2011）在《表面活性剂对浮萍治理富营养化水体作用影响研究》文中研究表明随着人口的增长和工农业的快速发展,水域的富营养化已经成为一个世界性的环境问题。富营养化是一种氮、磷等植物营养物质含量过多所引起的水质污染现象。治理富营养化水体的多种措施中,水生植物修复技术是最具生态意义、也是最具发展前途的治理技术。浮萍作为一种常见的水生植物,能分解、吸收、转化氮、磷和有机物等营养物质,且具有优越的生长性能和广泛的用途,近年来采用浮萍处理污水已成为环境领域的研究热点之一。然而,作为一类几乎渗透了所有工业领域的非常重要的精细化工产品,大量应用的表面活性剂经过多种途径进入到水体,对水体中吸收氮、磷,改善水质的水生植物产生一定的毒害作用。本文采用室内培养方法,探讨了不同表面活性剂对浮萍的生长以及吸收氮磷的影响,对评价表面活性剂的生态危害以及生态修复的植物筛选有一定参考价值。本论文主要研究成果如下：无表面活性剂影响时浮萍在模拟富营养化水体中生长良好并表现出很强的氮磷去除能力；阴离子型表面活性剂LAS、阳离子型表面活性剂CTMAB及非离子型表面活性剂Tween-80对紫背浮萍去除总磷能力影响为LAS> CTMAB> Tween-80;表面活性剂的浓度在0.1～1.0mg/L范围内时,对紫背浮萍去除氨氮能力影响为Tween-80> CTMAB> LAS,且紫背浮萍对总磷的吸收比对氨氮的吸收更易受影响；当浓度达到10.0mg/L时,LAS和CTMAB的存在使紫背浮萍明显受到损伤,吸收率出现负值,浮萍亦出现负增长,由此可见此浓度的LAS和CTMAB已超过浮萍的耐受限值,可导致浮萍死亡。而非离子型表面活性剂毒性相对最小,对紫背浮萍的影响明显低于阴离子型和阳离子型的表面活性剂。在LAS胁迫下,紫背浮萍体内POD活性随LAS浓度的升高先增后降,浓度为1.0mg/L时,紫背浮萍POD活性达到最大；当LAS浓度达到10.0mg/L时,诱导CAT酶活性在24h内急剧增高,用以清除细胞中由于表面活性剂伤害产生的超氧自由基,维持细胞平衡；随着培养时间的增加,各浓度下浮萍体内CAT酶活性最终趋于相似；低浓度活性氧存在的条件下,植物细胞可以通过提高细胞内保护酶的活性清除活性氧,抵御细胞膜质过氧化,高浓度活性氧会破坏这种调节能力,使细胞遭受到严重的过氧化损伤。在高浓度磷培养液中培养7d后,LAS在浓度为50mg/L时使稀脉浮萍出现负增长,而CTMAB浓度为10mg/L时,稀脉浮萍的生长量已为负值；相同浓度下,三种不同类型表面活性剂对稀脉浮萍对总磷的去除能力影响为阳离子型表面活性剂CTMAB>非离子型表面活性剂OP-10>阴离子型表面活性剂LAS；对稀脉浮萍生长量的影响为CTMAB>LAS>OP-10。
杨勇[3]（2005）在《UV/H2O2处理含LAS废水的研究》文中研究表明阴离子表面活性剂属于生物难降解物质,采用常规的物化或生物处理方法,不仅成本较高,而且处理效果欠佳。目前能够满足排放水质要求、投资少、操作运行方便而且处理效果较好的降解表面活性剂工艺还没有成形,故探求一种新型、高效的合成洗涤剂废水处理技术势在必行。光氧化法因具有氧化力强、选择性小、处理效率高以及反应彻底而不产生固体废物等优点,特别适合于生物难降解废水的处理,已成为废水处理的有效手段之一。本实验采用UV/H2O2光氧化法分别处理了含有高浓度LAS的废水和学生宿舍楼盥洗两种废水。影响反应处理效果的主要因素包括H2O2投加量、pH值、光照时间、光强等,本文对各影响因素进行了实验研究与分析。试验取得了令人满意的效果:当废水中LAS浓度为600mg/L时, H2O2投加量为0.6ml/L、pH为3.5、UV功率为0.7512（mw/cm2）、反应时间为30min,COD降解率和LAS去除率分别达77.1%和92.8%;当盥洗废水LAS浓度在100～130mg/l时,当H202投加量为1.0ml/L、pH值为中性、UV光强为0.7512（mw/cm2）、反应时间为20min,COD降解率和LAS去除率分别达27.8%和85.6%,实验结果表明工艺对废水中LAS能够有效的去除。UV/ H2O2高级氧化法降解LAS工艺具有操作简便、反应时间短、对LAS去除效率高的特点。根据UV/H2O2高级光氧化法的作用规律分析,用一元回归方程对不同氧化降解时间后LAS残余浓度对反应时间的相关性进行了分析,推导出表观动力学模型,为利用UV/ H2O2高级氧化法降解LAS废水提供了相关的理论依据和实验数据。
梁铧丹[4]（2006）在《SMBR用于中水回用及其降解表面活性剂的特性研究》文中指出中水回用作为解决水资源短缺的最现实途径,其技术的研究和开发具有重要意义。膜生物反应器由于集生物降解、泥水分离于一体,成为实现中水回用的理想方案。生活污水污染物成分较简单且浓度较低,适合作为中水回用的水源。生活污水中的表面活性剂属于生物难降解物质,在水中起泡会降低水中复氧速率,使水体自净受阻。本课题正是基于这样的背景下,对中水回用中的膜生物反应器技术及表面活性剂的降解特性开展研究。试验结果表明: 在HRT大于5h,容积负荷为（0.006～0.12）kgLAS/（m3·d）时,SMBR系统对阴离子表面活性剂LAS的去除具有高效稳定的特点,LAS去除率为85%～99.5%,出水LAS浓度小于1.0mg/L,满足《生活杂用水水质标准》（CJ25.1-89）的要求。容积负荷和污泥负荷对LAS去除效果影响不大,系统抗冲击负荷能力强。HRT=4h～6h,容积负荷为（1.0～3.6）kgCOD/（m3·d）时,COD的去除率保持在90%以上,说明COD去除率受HRT和容积负荷影响不大;而NH4+-N去除率受容积负荷影响较大,当进水负荷从0.12kg/（m3·d）升至0.23 kg/（m3·d）后,NH4+-N去除率从92%下降至30%～70%。 气水比为20:1～60:1时,SMBR对去除LAS、COD和NH4+-N的去除率分别为80.1%～87.5%、95.2%～98.5%和13.9%～96.9%。说明气水比对LAS和COD的去除效果影响不大而对NH4+-N去除率有一定影响。另外,在气水比为60:1时污泥变得细碎且出现老化的迹象,污泥过滤总阻力增大。整个运行过程中膜通量衰减速率随着气水比的减小而增大。综合考虑,本试验中的气水比选择以40:1～50:1为宜。 本试验中,稳定状态下的污泥浓度随容积负荷的增加而升高,反应器污泥浓度最高达15.6g/L。污泥沉降性能差,SV30始终大于90%;而污泥的VSS/SS活性较稳定,平均为0.89。膜污染过程受沉积层控制,凝胶极化阻力与外部污染阻力之和的沉积阻力是控制过滤过程的优势污染阻力,占总污染阻力75%以上。沉积层污泥比阻随污泥龄的延长而增大,而基本不受HRT影响。
马德滨[5]（1998）在《合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性》文中指出
陈平[6]（2005）在《洗毛衣废水生化处理技术研究》文中提出毛衣厂洗毛衣废水有机物含量高,含有大量的洗涤剂、毛软剂、消泡剂等表面活性剂,以及染料、毛纤维等,成分复杂,如直接排放,将对生态环境以及人们的身体健康造成极大的危害。本研究课题来源于对广东省某市某毛衣厂污水处理站的改造,原厂采用单纯的物化处理工艺,出水不能达标排放,而且具有运行费用高,污泥产生量大,以及可能造成二次污染等缺点。本课题根据毛衣生产废水季节性强,间歇排放,CODCr波动大,水量不稳定等特点,确定了水解酸化为预处理,将国内外正处于热点研究的序批式生物膜工艺运用于洗毛衣废水的处理中,以期寻求经济高效的新型处理工艺。经小试研究,提出优化的工艺参数为水解酸化停留时间6小时,序批式生物膜曝气时间为6小时,沉淀0.5小时,出水CODCr和TP能达到广东省《水污染排放限值》（DB44/26—2001）一级标准。对于部分进水浓度高的废水,需增加后续的物化处理,一般采用混凝沉淀加砂滤。 采用水解酸化作为预处理,可将废水中的不溶解有机物,转化成为可溶性有机物,分解大分子的有机物为小分子有机物,提高废水的可生化性,以利于后续的生化处理,而且在厌氧水解酸化的条件下,可以破坏染料的发色基团,达到去除色度的目的,同时水解酸化段也有一定的CODCr去除率,经过6小时的水解酸化时间,CODCr的去除率在13.7%～33.5%之间。本文还研究了厌氧水解酸化柱不同填充体积比（污泥和填料与水的体积比）下,CODCr的去除率,污泥和填料与水的体积之比大于1:6即可以满足水解酸化的基本条件。水解酸化作为预处理,具有投资省,操作简便,剩余污泥量少,不需要设立单独的污泥消化池的优点。 序批式生物膜工艺处理效率高,经过6小时的曝气,CODCr去除率在80%以上,最高达88.7%,对TP的去除率达91%左右,能耐营养元素缺乏的条件,对于低磷的废水不需要额外添加磷源。序批式生物膜工艺对温度的变化不敏感,能耐低温,在水温13.5℃下,对于进水浓度为869mg/L的废水也有81.1%的CODCr去除率。本文还将SBBR与SBR两种工艺对CODCr去除的效果进行了对比,结果发现,序批式生物膜工艺的CODCr去除率比SBR法略高,因为序批式生物膜工艺系统中,微生物附着在膜上生长,而膜的含水率低,所以单位体积的生物量大于SBR系统。同时,序批式生物膜反应器中,
吕建晓[7]（2005）在《表面活性剂胶束溶液与金属离子相互作用的机理研究》文中进行了进一步梳理表面活性剂溶液在其使用或处理过程中,经常由于天然水体中存在的金属离子或使用的絮凝剂中所含的金属离子种类或浓度的不同,而表现出不同的性能或处理效果。因此应对表面活性剂胶束溶液与不同金属离子之间的相互作用进行深入探讨。 本研究以阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠（SDS）为代表,在30℃及10℃两个恒温条件下,探讨了此类表面活性剂胶束体系与几种常见的金属离子溶液（Al2（SO4）3,FeCl3,PAC,CaCl2及MgCl2）之间相互作用的机理。根据各个体系中随金属离子浓度的增加而出现的不同现象,结合在原体系pH条件下各种金属离子主要的物种存在形态,对各体系中可能发生的过程进行了探讨,并推测了SDS胶束与各金属离子间相互作用的主要机理。沉淀的扫描电镜图从另一个侧面验证了前面所得结论。 结果表明,在SDS-Al2（SO4）3体系中,Al3+为Al的主要存在形式,吸附电中和作用是主要的絮凝沉淀机理。当加入Al的浓度为初始SDS浓度的1/3时,胶束表面每三个表面活性剂头基结合一个Al3+离子,达到电中和条件,最佳絮凝区开始。当加入的铝盐过量时,SDS与Al形成溶液络合物,使沉淀逐渐溶解,溶液最终重新恢复澄清。在SDS-FeCl3及SDS-PAC体系中,Fe（OH）2+及Alb分别是Fe及Al的主要存在形式,吸附架桥作用是主要的絮凝沉淀机理,在实验范围内观察不到沉淀溶解的现象。在SDS-CaCl2体系中,主要是由Ca（DS）2的溶度积效应导致的结晶沉淀;而在SDS-MgCl2体系中,实验范围内观察不到混浊、沉淀的现象。对所有体系,最佳絮凝区中胶束态的SDS均被去除,且少量游离态的SDS也被沉淀卷扫而除去。 本研究一方面可为研究表面活性剂溶液的各种应用,开发新型的耐硬水的表面活性剂提供重要参考;另一方面也有助于开发出适于处理该类废水的高效复合絮凝剂。
郭超[8]（2013）在《UV/Fenton与生物接触氧化联用处理SDS综合废水效能研究》文中研究说明十二烷基苯磺酸钠（SDS）废水具有高COD、高pH值和高盐度的特点，采用常规的物化或生物处理方法，不仅成本较高，而且处理效果欠佳，出水水质难以达到排放标准，未达标的SDS废水直接排放势必会造成很大的环境隐患。以大庆油田某集团在生产十二烷基苯磺酸钠的过程中产生的SDS高盐废水以及生活污水组成的混合废水为研究对象，考察了UV/Fenton与生物接触氧化工艺联用处理该混合废水的去除效能。在UV/Fenton体系中，影响SDS废水COD去除率的4个主要因素的顺序为：H2O2投加量>pH值>FeSO4投加量>反应时间，当原水浓度为70007500mg/L时，在UV/Fenton体系最佳工况点，即反应时间160min、pH值3.0、H2O2投加量27.5ml/L、FeSO4投加量1.5g/L时，经过UV/Fenton体系处理后的SDS废水的剩余COD浓度为10001200mg/L，去除率均高于84.00%。选择半软性填料作为试验填料，研究了生物接触氧化工艺的启动，系统运行到15d后，微生物增长趋于稳定，COD去除率在80%左右。反应器运行到18d时，氨氮去除率趋于平稳，去除率在74.00%左右来回波动。通过影响生物接触氧化工艺运行的水力停留时间、pH值试验，得出HRT=8h为生物接触氧化工艺的最佳水力停留时间，生物接触氧化工艺的最适pH值约为7.0。正交试验表明影响生物接触氧化工艺COD去除率的4个因素的顺序为：pH值>曝气量>水力停留时间>污泥回流比，生物接触氧化工艺的最优运行条件为：水力停留之间4h、pH值7.5、曝气量7L/min、回流比30%。UV/Fenton与生物接触氧化联动工艺处理SDS混合废水效果显着，处理后水质达到《城市污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级（B）标准。依据试验结果对SDS综合废水进行了工程设计，结果表明当采用UV/Fenton与生物接触氧化联用工艺处理SDS综合废水时，单位处理成本为16.59元/吨，与依托第三方处理SDS综合废水的方式比较，经济效益显着。UV/Fenton与生物接触氧化联用处理SDS综合废水效能研究的成果可以为分析、设计和改造SDS废水处理工艺提供了科学依据，从而为SDS废水的资源化、无害化处理提供技术支撑。
吕建晓[9]（2007）在《表面活性剂SDS胶束聚集行为及其机理的研究》文中研究指明表面活性剂因被大量使用，成为环境水体中普遍存在的物质。其具有包裹难溶性物质而形成胶体的特点，是难溶且具有环境风险的有机物在水体中存在和转移的载体。在表面活性剂类废水的处理过程中，混凝工艺作为预处理手段经常被采用，但由于该类废水成分复杂、性质多变，使得其混凝过程也较为复杂。本论文以阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠（Sodium Dodecyl Sulfate，简写为SDS）胶束溶液为模型体系，在表面活性剂胶束理论及现有水处理混凝研究的基础上，对其与几种典型的的无机混凝剂（Al2（SO4）3、FeCl3、PAC）及自然水体中常见的硬度离子(Ca2+、Mg2+)之间相互作用的行为及机理进行了实验和理论方面的探讨。根据各个体系中随金属离子浓度的增加而出现的不同现象，结合体系中各金属离子的主要存在形态，从溶液化学角度对各体系中可能发生的过程进行了探讨，并推测了SDS胶束与各金属离子间相互作用的主要机理。沉淀的扫描电镜及傅立叶红外图谱从结构学方面验证了相关的结论。结果表明，1)向表面活性剂胶束溶液中加入无机混凝剂（Al2（SO4）3、FeCl3或PAC），表面活性剂以胶束形态被混凝沉淀。在SDS-Al2（SO4）3体系中，Al3+为溶液中Al的主要存在形态，其与SDS间存在着化学络合作用，故可在胶束表面强烈吸附。当加入Al的浓度为初始SDS浓度的1／3时，胶束表面每三个表面活性剂阴离子头基结合一个Al（3+）离子，在达到电中和的条件下，出现了最佳混凝区。即可以认为，Al3+在胶束表面的特性吸附-电中和作用，是该体系胶束混凝沉淀的主要机理。当铝浓度过量到一定程度后，SDS与Al可形成溶液络合物，使沉淀逐渐溶解，溶液最终恢复澄清。在SDS-FeCl3体系中，Fe（OH）2+离子是溶液中Fe的主要存在形态，其在胶束表面吸附时，电中和及羟基架桥效应共同导致了胶束的混凝沉淀。SDS-PAC体系中，多核羟基络离子（Alb）在胶束之间的羟基架桥作用，是表面活性剂混凝沉淀的主要机理。但在SDS-FeCl3及SDS-PAC体系中，金属离子主要存在物种与SDS间无特殊的化学络合作用存在，故这两个体系中在高混凝剂浓度下也观察不到沉淀重新溶解的现象。2)向表面活性剂胶束溶液中加入天然水体中常见的钙盐或镁盐，表面活性剂不能以胶束形式被沉淀。在SDS-CaCl2体系中，Ca2+的吸附作用并未导致胶束表面电荷的中和，也不存在羟基架桥的作用，故该体系中的表面活性剂不能以胶束形式沉淀。在较高的CaCl2浓度下，溶液中游离的Ca2+离子浓度与表面活性剂单体浓度（即其CMC值）的乘积超出Ca（DS）2的溶度积时，体系中会析出Ca（DS）2沉淀。即可以认为，在SDS-CaCl2体系中，Ca（DS）2的溶度积效应导致的结晶现象，是表面活性剂沉淀的主要机理。在SDS-MgCl2体系中，在实验范围内观察不到混浊、沉淀的现象。认为是由于Mg2+离子的水合作用比较强，导致其以水合离子的形式在胶束表面吸附，未能有效地接近并中和胶束表面电荷，也未能像Ca2+那样，与SDS形成难溶盐而结晶沉淀。研究所得结论既有助于表面活性剂类废水混凝处理技术的发展，也可为水中其它纳微米级污染物的混凝工艺及理论研究提供重要参考。
段敏[10]（2011）在《苯酚、苯胺对吸附胶束絮凝过程的影响》文中研究表明基于阴离子表面活性与铝盐的絮凝特性的吸附胶束絮凝（AMF）法可同时去除水体中的表面活性剂和各种污染物。本研究以阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠（Sodium Dodecyl Sulfate, SDS）、十二烷基苯磺酸钠（Sodium Dodecylbenzene Sulfonate, SDBS）与氯化铝（AlCl3·6H2O）絮凝体系为模型,通过pH、Zeta电位、表面张力Y、平均粒度、电导率K等分析方法,研究了吸附胶束絮凝法对苯酚（C6H5OH）、苯胺（C6H5NH2）的分离去除及苯酚、苯胺对其吸附胶束絮凝过程的影响。本研究为胶束絮凝分离溶解性有机物提供实验参考。本论文通过实验数据确定Al3+-SDS与Al3+-SDBS的最佳絮凝摩尔比。随之固定Al3+-SDS、Al3+-SDBS的摩尔比,改变苯酚、苯胺浓度（0～2000 mg/L）进行对比特征研究。实验结果表明：当CAl/C表面活性剂增大到一定值后,Al3+-SDS体系发现大块絮凝体重新溶解,溶液恢复澄清的现象；而Al3+-SDBS体系没有发现相似的现象。随着CAl/C表面活性剂增大,Al3+-SDS体系的Zeta电位先趋近于零,然后再转负；而Al3+-SDBS体系的Zeta电位在实验范围内没有发现相似的现象。Al3+-SDS体系的表面张力随着CAl/C表面活性剂增大,先降低后趋于平稳；Al3+-SDBS体系的表面张力值随着CAl/C表面活性剂的增大,则先增大后趋于稳定。Al3+-SDS与Al3+-SDBS体系的最佳絮凝CAl/C表面活性剂摩尔比分别在0.35和1.25左右。随着苯酚浓度增大,絮凝体系的pH值在3.5左右稳定,溶液中铝以A13+为主要存在形式。由于高浓度A13+的存在,苯酚以络合物的形式吸附在胶束的斯特恩层,并可通过铝盐与胶束的絮凝而与水相分离去除,其去除率在40%-50%左右。苯酚在体系中几乎没有电离,它的存在没有对表面活性剂絮凝产生明显的影响。随着苯胺浓度增大,实验中可观察到溶液中大块絮凝体逐渐减少的现象。少量的极性有机物苯胺可使表面活性剂胶束的絮凝发生很大的改变,苯胺的存在抑制了絮凝胶团的形成。当苯胺浓度较低（<100 mg/L）时,其去除率在90%左右,当苯胺浓度增大时其去除率降低。
二、合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性（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、合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性（论文提纲范文）
（1）表面活性剂废水的危害及处理技术（论文提纲范文）
| 1 表面活性剂废水的特点 |
| 2 表面活性剂废水对环境的危害 |
| 3 表面活性剂废水处理技术 |
| 3.1 物理法 |
| 3.2 化学法 |
| 3.2.1 混凝处理法 |
| 3.2.2 吸附法 |
| 3.2.3 催化氧化法 |
| 3.3 生物法 |
| 3.4 其他处理法 |
| 4 表面活性剂废水处理技术的讨论与建议 |
（2）表面活性剂对浮萍治理富营养化水体作用影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 插图索引 |
| 附表索引 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化与植物修复技术 |
| 1.1.1 水体富营养化 |
| 1.1.2 富营养化水体植物修复技术 |
| 1.2 浮萍在富营养化水体植物修复技术中的优势及应用 |
| 1.2.1 浮萍去除水体氮磷的机理 |
| 1.2.2 浮萍在富营养化水体植物修复中的应用优势 |
| 1.2.3 浮萍的应用实例 |
| 1.3 表面活性剂及其危害 |
| 1.3.1 表面活性剂概况 |
| 1.3.2 表面活性剂对环境的危害 |
| 1.3.3 表面活性剂污染概况及国内外对其的关注和措施 |
| 1.3.4 表面活性剂对水生植物的损伤 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 第2章 不同表面活性剂对浮萍生长及吸收氮磷的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与研究方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验研究方法 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 LAS对浮萍吸收氮磷及其生长量影响 |
| 2.3.2 CTMAB对浮萍吸收氮磷及其生长量影响 |
| 2.3.3 TWEEN-80对浮萍吸收氮磷及其生长量影响 |
| 2.3.4 不同表面活性剂对浮萍富集氮磷及其生长量影响比较 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 LAS对浮萍酶活性影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和研究方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验研究方法 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 LAS对浮萍体内POD活性影响 |
| 3.3.2 LAS对浮萍体内CAT活性影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 表面活性剂在高浓度磷培养液中对浮萍的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验研究方法 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 不同表面活性剂影响下水质总磷变化比较 |
| 4.3.2 不同表面活性剂影响下浮萍生长量比较 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论 |
| 5.1 不同表面活性剂对浮萍生长及吸收氮磷的影响 |
| 5.2 LAS对浮萍酶活性影响 |
| 5.3 表面活性剂在高浓度磷培养液中对浮萍的影响 |
| 参考文献 |
| 附录A (攻读学位期间所发表的学术论文目录) |
| 致谢 |
（3）UV/H2O2处理含LAS废水的研究（论文提纲范文）
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 阴离子表面活性剂的产生和特点 |
| 1.3 阴离子表面活性剂废水对环境的危害 |
| 1.4 阴离子表面活性剂的处理技术综述 |
| 1.4.1 阴离子表面活性剂的处理技术分类 |
| 1.4.2 阴离子表面活性剂的处理技术比较 |
| 1.5 表面活性剂降解途径 |
| 1.5.1 表面活性剂生物降解 |
| 1.5.2 表面活性剂光催化降解 |
| 第二章 UV/H_2_O2氧化处理工艺及其在废水处理中的应用研究 |
| 2.1 光氧化 |
| 2.1.1 光的吸收 |
| 2.1.2 光氧化反应 |
| 2.2 羟基自由基(·OH)的性质 |
| 2.3 UV/H_2O_2技术在水处理中的研究及应用 |
| 2.4 UV/H_2O_2氧化技术反应机理 |
| 2.5 研究目的及主要内容 |
| 第三章 实验装置及实验方法 |
| 3.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2 实验装置 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.4 检测项目及分析方法 |
| 3.5 LAS标准曲线绘制 |
| 3.6 UV光源光强测定 |
| 第四章 高浓度LAS废水光氧化处理实验 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 高浓度LAS水样的配制 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 H_2O_2投加量的影响 |
| 4.3.2 pH值的影响 |
| 4.3.3 反应时间的影响 |
| 4.3.4 初始质量浓度的影响 |
| 4.3.5 光强的影响 |
| 4.3.6 温度的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 盥洗废水中LAS光氧化处理实验 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 学生公寓盥洗废水水质特点 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 H_2O_2投加量的影响 |
| 5.3.2 pH值的影响 |
| 5.3.3 反应时间的影响 |
| 5.3.4 光强的影响 |
| 5.3.5 温度的影响 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 UV/H_2O_2高级氧化法降解LAS的动力学研究 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 主要药品和仪器 |
| 6.1.2 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 动力学模型的理论假设 |
| 6.2.2 动力学方程的建立 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 总结 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（4）SMBR用于中水回用及其降解表面活性剂的特性研究（论文提纲范文）
| 1 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 国内外中水回用的发展状况及进程 |
| 1.2.1 中水的基本概念 |
| 1.2.2 国内外中水回用的发展状况 |
| 1.2.3 常用中水回用处理技术及工艺 |
| 1.3 膜生物反应器技术的发展状况及进程 |
| 1.3.1 膜生物反应器的基本技术原理 |
| 1.3.2 膜生物反应器的分类及特点 |
| 1.3.3 膜生物反应器的研究进展及应用现状 |
| 1.4 表面活性剂污染及其治理进展 |
| 1.4.1 表面活性剂 |
| 1.4.2 表面活性剂污染的水体水质特点 |
| 1.4.3 表面活性剂的环境危害 |
| 1.4.4 表面活性剂废水的主要处理工艺 |
| 1.5 课题研究的目的、内容及意义 |
| 1.5.1 课题研究背景、目的及意义 |
| 1.5.2 课题试验内容 |
| 2. 试验装置和研究方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验水质及试验分析方法 |
| 2.2.1 试验用水水质 |
| 2.2.2 试验分析测定方法 |
| 2.3 试验运行条件 |
| 3. SMBR对有机物及氨氮的降解特性研究 |
| 3.1 SMBR降解阴离子表面活性剂(LAS)的特性研究 |
| 3.1.1 整个试验阶段 LAS去除率随运行时间的变化 |
| 3.1.2 膜对去除 LAS的贡献 |
| 3.1.3 变负荷条件下SMBR系统对LAS的降解情况 |
| 3.2 SMBR系统对 COD的去除情况 |
| 3.3 SMBR系统对 NH_4~+-N的去除情况 |
| 3.4 气水比对 SMBR处理效果的影响 |
| 3.5 小结 |
| 4. SMBR中污泥特性的研究 |
| 4.1 SMBR中污泥浓度的变化 |
| 4.2 SMBR的污泥沉降性能 |
| 4.3 污泥的 VSS/SS活性 |
| 4.4 污泥生物相 |
| 4.5 小结 |
| 5. 膜污染过程的研究 |
| 5.1 膜污染现象及其过程的表达 |
| 5.1.1 膜污染现象及其表征 |
| 5.1.2 膜污染过程的数学表达 |
| 5.2 膜面优势污染物的确定 |
| 5.2.1 试验装置 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.2.3 试验结果与分析 |
| 5.3 膜面沉积层过滤性能的研究 |
| 5.3.1 污泥比阻 |
| 5.4 小结 |
| 6 膜通量的衰减与恢复 |
| 6.1 膜通量的衰减规律 |
| 6.1.1 整个试验运行过程中膜通量的变化规律 |
| 6.1.2 不同气水比下膜通量的衰减规律 |
| 6.2 膜通量的恢复 |
| 6.2.2 物理清洗 |
| 6.2.3 化学清洗 |
| 6.3 小结 |
| 7. 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（6）洗毛衣废水生化处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 表面活性剂及染料的危害 |
| 1.2 本课题的来源 |
| 1.3 本课题立项的依据 |
| 1.4 本课题研究的主要内容 |
| 1.5 本章小结 |
| 第二章 处理工艺及原理 |
| 2.1 水解酸化预处理 |
| 2.1.1 水解酸化工艺与厌氧消化工艺的区别 |
| 2.1.2 水解酸化工艺的优点 |
| 2.2 序批式生物膜反应器介绍 |
| 2.2.1 生物膜的污水净化机理 |
| 2.2.2 序批式生物膜法工艺过程 |
| 2.2.3 序批式生物膜法国内外研究进展 |
| 2.2.4 序批式生物膜法与传统的SBR法的比较 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 实验材料及方法 |
| 3.1 洗毛衣废水的成分及特点 |
| 3.1.1 洗毛衣工艺 |
| 3.1.2 原工厂废水处理工艺 |
| 3.1.3 洗毛衣废水成分及特点 |
| 3.2 实验分析方法及仪器 |
| 3.2.1 实验分析方法 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水解酸化预处理 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 厌氧水解酸化柱的启动 |
| 4.3 厌氧水解酸化柱生物相的观察 |
| 4.4 厌氧水解酸化实验结果与分析 |
| 4.4.1 厌氧水解酸化柱不同填充体积比的实验结果 |
| 4.4.2 HRT与COD_(Cr)的去除率 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 序批式生物膜工艺 |
| 5.1 试验装置 |
| 5.1.1 填料的选择 |
| 5.1.2 试验装置 |
| 5.2 挂膜与驯化 |
| 5.3 序批式生物膜的生物相 |
| 5.4 COD_(Cr)的去除效果 |
| 5.4.1 氧化时间的确定 |
| 5.4.2 曝气量的选择 |
| 5.4.3 温度对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.4.4 SBBR与SBR对COD_(Cr)去除效果的比较 |
| 5.5 总磷的去除效果 |
| 5.5.1 生物除磷的机理 |
| 5.5.2 过量除磷的条件 |
| 5.5.3 生物除磷实验 |
| 5.6 沉淀时间的确定 |
| 5.7 本章小节 |
| 第六章 机理研究 |
| 6.1 脂肪醇聚氧乙烯醚的生物降解过程概述 |
| 6.1.1 脂肪醇聚氧乙烯醚的生物降解机理 |
| 6.2 SBBR的动力学模型 |
| 6.3 本章小节 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 读硕士期间发表论文 |
| 独创性声明 |
| 致谢 |
（7）表面活性剂胶束溶液与金属离子相互作用的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 表面活性剂概述 |
| 1.1.1 表面活性剂的定义及结构特点 |
| 1.1.2 表面活性剂溶液的性质 |
| 1.1.3 胶束的结构、形状及大小 |
| 1.1.4 胶束形成理论 |
| 1.1.5 胶束的增溶作用 |
| 1.1.6 胶束溶液性质的影响因素 |
| 1.1.7 表面活性剂的应用 |
| 1.1.8 表面活性剂废水的危害及处理技术 |
| 1.2 金属盐类絮凝剂 |
| 1.2.1 铝盐和铁盐的水解聚合反应 |
| 1.2.2 Al(Ⅲ)和Fe(Ⅲ)盐溶液的物种分布 |
| 1.2.3 Al(Ⅲ)和Fe(Ⅲ)盐对胶体溶液的脱稳机理 |
| 1.2.4 无机高分子类絮凝剂 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.4 测量方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 纯SDS溶液性质的研究 |
| 3.1.1 Na~+选择性电极标准曲线及线性响应范围的确定 |
| 3.1.2 SDS临界胶束浓度的确定 |
| 3.1.3 SDS溶液反离子结合度的确定 |
| 3.1.4 反离子结合经验平衡常数K_(ass)的确定 |
| 3.1.5 不同温度下SDS的CMC值的确定 |
| 3.1.6 SDS胶束化热力学参数的确定 |
| 3.1.7 小结 |
| 3.2 SDS胶束溶液与铝盐及铁盐的作用 |
| 3.2.1 SDS与Al_2(SO_4)_3 |
| 3.2.2 SDS与FeCl_3 |
| 3.2.3 SDS与PAC |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 SDS胶束溶液与钙盐及镁盐的作用 |
| 3.3.1 SDS与CaCl_2 |
| 3.3.2 SDS与MgCl_2 |
| 3.3.3 小结 |
| 4 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
| 大连理工大学学位论文版权使用授权书 |
（8）UV/Fenton与生物接触氧化联用处理SDS综合废水效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景及目的和意义 |
| 1.1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.2 SDS废水处理技术的研究现状 |
| 1.2.1 SDS废水简介 |
| 1.2.2 SDS废水处理技术的研究现状 |
| 1.3 UV/Fenton与生物接触氧化研究现状 |
| 1.3.1 UV/Fenton研究现状 |
| 1.3.2 生物接触氧化研究现状 |
| 1.4 课题来源与主要研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 试验水质及试验工艺 |
| 2.1.1 试验水质 |
| 2.1.2 试验填料 |
| 2.1.3 试验工艺与装置 |
| 2.2 试验仪器设备及试剂 |
| 2.2.1 试验仪器设备 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.3 试验分析方法及工艺运行方法 |
| 2.3.1 水质指标分析方法 |
| 2.3.2 工艺运行方法 |
| 第3章 UV/Fenton法处理SDS废水试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 UV/Fenton法处理SDS废水的影响因素 |
| 3.2.1 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.2.2 pH值对处理效果的影响 |
| 3.2.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 3.2.4 FeSO_4投加量对处理效果的影响 |
| 3.3 UV/Fenton法处理SDS废水最佳工况点的确定 |
| 3.3.1 正交试验设计 |
| 3.3.2 最佳工况点的确定 |
| 3.4 UV/Fenton法最佳工况点处理效能 |
| 3.4.1 最佳工况点处理效能 |
| 3.4.2 UV/Fenton工艺出水pH值调节 |
| 3.4.3 混合废水可生化性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 UV/Fenton与生物接触氧化联用运行效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 生物接触氧化池启动 |
| 4.2.1 生物接触氧化池启动 |
| 4.2.2 生物接触氧化系统启动试验结果 |
| 4.3 生物接触氧化工艺影响因素分析 |
| 4.3.1 水力停留时间对处理效能的影响 |
| 4.3.2 pH值对处理效能的影响 |
| 4.4 生物接触氧化工艺最佳运行条件的确定 |
| 4.4.1 正交试验设计 |
| 4.4.2 最佳运行条件的确定 |
| 4.5 UV/Fenton与生物接触氧化工艺联用运行效能 |
| 4.5.1 UV/Fenton与生物接触氧化工艺联用运行效能 |
| 4.5.2 系统抗冲击负荷运行效能 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 工程化设计与经济分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 SDS废水处理工程化设计 |
| 5.2.1 工程化设计处理水量及水质 |
| 5.2.2 工艺流程 |
| 5.2.3 设计依据及原则 |
| 5.2.4 主体工艺设计 |
| 5.2.5 工程主体构筑物及设备 |
| 5.3 经济分析 |
| 5.3.1 工程总投资 |
| 5.3.2 运行成本分析 |
| 5.3.3 经济分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）表面活性剂SDS胶束聚集行为及其机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 第一章 文献综述及选题依据 |
| 1.1 表面活性剂的特点及环境影响 |
| 1.1.1 表面活性剂的定义、结构特点和分类 |
| 1.1.2 表面活性剂的基本特性 |
| 1.1.3 表面活性剂胶束理论 |
| 1.1.4 胶束溶液性质的影响因素 |
| 1.1.5 表面活性剂的应用 |
| 1.1.6 表面活性剂废水的特点及其对环境的危害 |
| 1.1.7 表面活性剂废水的常用处理技术 |
| 1.2 混凝技术原理及关键问题 |
| 1.2.1 混凝的概念 |
| 1.2.2 胶体的基本知识 |
| 1.2.3 混凝机理 |
| 1.2.4 混凝形态学 |
| 1.2.5 常用混凝剂及其混凝特性 |
| 1.2.6 混凝研究简史 |
| 1.2.7 混凝领域面临的问题 |
| 1.3 本论文的选题依据及主要研究内容 |
| 1.3.1 选题依据 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 第二章 纯SDS胶束溶液理化性质的研究 |
| 2.1 实验材料及方法 |
| 2.1.1 仪器与药品 |
| 2.1.2 实验步骤 |
| 2.1.3 分析手段 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 SDS溶液临界胶束浓度的确定 |
| 2.2.2 SDS胶束反离子结合度的确定 |
| 2.2.3 SDS胶束反离子结合经验平衡常数的确定 |
| 2.2.4 SDS溶液Krafft点的确定 |
| 2.2.5 SDS溶液的CMC值与温度的关系 |
| 2.2.6 SDS溶液胶束化热力学参数的确定 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 几种常用无机混凝剂对SDS胶束溶液混凝机理的研究 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 仪器与药品 |
| 3.1.2 实验步骤 |
| 3.1.3 分析手段 |
| 3.2 SDS-Al_2(SO_4)_3体系实验结果与讨论 |
| 3.2.1 实验现象 |
| 3.2.2 溶液化学分析 |
| 3.2.3 沉淀形态分析 |
| 3.2.4 红外图谱分析 |
| 3.2.5 沉淀溶解原因分析 |
| 3.2.6 高SDS浓度下的实验结果 |
| 3.3 SDS-FeCl_3体系实验结果与讨论 |
| 3.3.1 实验现象 |
| 3.3.2 溶液化学分析 |
| 3.3.3 沉淀形态分析 |
| 3.3.4 红外图谱分析 |
| 3.3.5 高SDS浓度下的实验结果 |
| 3.4 SDS-PAC体系实验结果与讨论 |
| 3.4.1 PAC中Al的形态分布 |
| 3.4.2 混凝实验现象 |
| 3.4.3 溶液化学分析 |
| 3.4.4 沉淀形态分析 |
| 3.4.5 红外图谱分析 |
| 3.4.6 高SDS浓度下的实验结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 天然水体中常见的钙盐及镁盐与SDS胶束溶液作用机理的研究 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 仪器与药品 |
| 4.1.2 实验步骤 |
| 4.1.3 分析手段 |
| 4.2 SDS-CaCl_2体系实验结果与讨论 |
| 4.2.1 实验现象 |
| 4.2.2 溶液化学分析 |
| 4.2.3 沉淀形态分析 |
| 4.2.4 红外图谱分析 |
| 4.2.5 高SDS浓度下的实验结果 |
| 4.3 SDS-MgCl_2体系实验结果与讨论 |
| 4.3.1 实验现象 |
| 4.3.2 原因分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 有待进一步开展的工作 |
| 创新点摘要 |
| 个人简历 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（10）苯酚、苯胺对吸附胶束絮凝过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 表面活性剂简介 |
| 1.1.1 表面活性剂的结构与分类 |
| 1.1.2 表面活性剂的基本特性 |
| 1.1.3 表面活性剂的胶团理论 |
| 1.1.4 表面活性剂的应用 |
| 1.2 表面活性剂类废水的环境影响 |
| 1.2.1 表面活性剂类废水的特点 |
| 1.2.2 表面活性剂类废水的环境危害 |
| 1.2.3 表面活性剂类废水的处理技术 |
| 1.2.4 表面活性剂类废水处理技术的讨论与建议 |
| 1.3 金属盐类对表面活性剂胶体的混凝机理 |
| 1.3.1 表面活性剂胶体 |
| 1.3.2 金属离子对胶体溶液的脱稳机理 |
| 1.3.3 铝盐的水解聚合反应 |
| 1.4 论文选题依据及研究内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验目的和内容 |
| 2.1.1 实验目的 |
| 2.1.2 实验内容 |
| 2.2 实验仪器和药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验药品 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 苯酚、苯胺剩余浓度测定 |
| 2.3.2 电导率、Zeta电位和平均粒度测定 |
| 2.3.3 表面张力测定 |
| 3 阴离子表面活性剂絮凝研究 |
| 3.1 Al~(3+)-SDS絮凝体系研究 |
| 3.1.1 实验现象 |
| 3.1.2 变化 |
| 3.2 Al~(3+)-SDBS絮凝体系研究 |
| 3.2.1 实验现象 |
| 3.2.2 变化 |
| 3.3 小结 |
| 4 苯酚、苯胺浓度的影响 |
| 4.1 苯酚、苯胺对纯铝溶液体系的影响 |
| 4.1.1 实验现象 |
| 4.1.2 变化 |
| 4.1.3 小结 |
| 4.2 苯酚、苯胺对絮凝体系的影响 |
| 4.2.1 实验现象 |
| 4.2.2 苯酚、苯胺去除率 |
| 4.2.3 pH |
| 4.2.4 Zeta电位 |
| 4.2.5 表面张力 |
| 4.2.6 平均粒度 |
| 4.2.7 电导率 |
| 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、合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性（论文参考文献）
- [1]表面活性剂废水的危害及处理技术[J]. 陈莉娥,周兴求,伍健东. 工业水处理, 2003(10)
- [2]表面活性剂对浮萍治理富营养化水体作用影响研究[D]. 储超. 湖南大学, 2011(05)
- [3]UV/H2O2处理含LAS废水的研究[D]. 杨勇. 天津大学, 2005(06)
- [4]SMBR用于中水回用及其降解表面活性剂的特性研究[D]. 梁铧丹. 西安建筑科技大学, 2006(09)
- [5]合成洗涤剂对轮虫及人皮肤的毒性[J]. 马德滨. 哈尔滨师专学报(社会科学版), 1998(01)
- [6]洗毛衣废水生化处理技术研究[D]. 陈平. 广东工业大学, 2005(06)
- [7]表面活性剂胶束溶液与金属离子相互作用的机理研究[D]. 吕建晓. 大连理工大学, 2005(04)
- [8]UV/Fenton与生物接触氧化联用处理SDS综合废水效能研究[D]. 郭超. 哈尔滨工业大学, 2013(05)
- [9]表面活性剂SDS胶束聚集行为及其机理的研究[D]. 吕建晓. 大连理工大学, 2007(02)
- [10]苯酚、苯胺对吸附胶束絮凝过程的影响[D]. 段敏. 大连理工大学, 2011(07)