一、乙二醇装置污水中COD浓度的控制（论文文献综述）
彭方玥[1]（2021）在《复合粒子强化AFMBR处理生活污水效能及膜污染控制研究》文中研究指明
段燕青[2]（2021）在《基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究》文中提出立足我国“节能减排”的实际需求,开发面向未来“低碳”发展的污水/污泥处理技术,符合我国污水处理行业可持续发展的长远需求。富营养化的日益突出促使污水处理厂氮、磷出水标准不断提升,而反硝化碳源不足是制约脱氮效率提升的重要因素。传统活性污泥工艺中,慢速颗粒性碳源（Xs）因水解速率低难以被反硝化菌高效利用;部分Xs进入经碳氧化途径流失,伴随额外曝气能耗,产生剩余污泥（WAS）。WAS厌氧发酵产生挥发酸（VFAs）是补充反硝化碳源需求的重要途径。但因较低的碳氮比及有机物被胞外聚合物包裹的限制,污泥碳源水解效率低,碳源转化率有待提升。本研究提出了基于微筛截留-厌氧发酵的污水/污泥碳源的反硝化效率提升方案,通过微筛截留优化回收Xs,降低其碳氧化流失及相应曝气能耗;进而利用截留碳源（FSF）调质WAS厌氧发酵,提升污泥碳源转化率;以低能耗、低环境影响为目标,实现了污水/污泥中反硝化碳源的优化配置和高效利用,为污水处理厂缓解当下经济和环境压力、迎合未来“低碳”发展提供了一个新思路。（1）剖析了不同孔径筛网过滤对污水碳源分配、转化特性的影响,初步确定了可通过微筛截留回收的颗粒碳源的阈值;基于微筛截留优化条件下污水碳源在厌氧-缺氧-好氧（A2O）工艺中的分配利用特性,估算了微筛截留的物料平衡和能耗变化。结果表明,采用孔径为100～150μm的微筛,将碳源截留量在30%以内,对反硝化效率的影响可控制在5%以下;在微筛截留优化条件下（筛网孔径131μm、截留时间40 min、过流通量105.0 L/（m2·h））,反硝化效率因碳源结构的优化提升了3.2%,Xs的碳氧化损失下降了6.4%;物料平衡及能耗估算结果表明,污水碳源经优化微筛截留,A2O工艺可降低约16.1%的曝气能耗和27.9%的污泥产量,且污泥活性有所提升,悬浮性无机固体（ISS）降低50.3%。（2）研究了FSF厌氧发酵产酸性能,剖析了功能微生物群落结构变化及互作机制;考察了碱预处理对FSF水解产酸效能的提升及对生物质回收的影响。结果表明,FSF的VFAs产率峰值高达525.8 mg/g VSS,是WAS的4.2倍。FSF中多糖和蛋白质溶出率较WAS分别高2.78倍和1.56倍。FSF中特有的纤维素水解菌属Paraclostridium相对丰度达6.94%。调节初始p H值为9.5,VFAs产率较对照组提升了1.5倍。碱发酵使纤维素非晶区和结晶区化学结构发生改变,生物质含量不同程度降低。经碱预处理后,蛋白质水解菌proteiniclasticum的相对丰度显着提高至14.6%。典范对应分析（CCA）进一步揭示了种间及环境因子之间的互生互作关系。物料平衡及能耗估算结果表明,FSF发酵的VFAs产量为230.8kg/d,碱预处理可提高5%的VFAs产量,但反硝化碳源需求仍显不足。（3）针对碳氮不平衡限制WAS厌氧发酵碳源转化的瓶颈,考察了FSF与WAS在不同VSS投加比（F/W-1:6、2:3:、3:2）下,FSF调质对WAS产酸效能的提升效能。结果表明,F/W-2:3的产酸效能最高,VFAs产量达432 mg/g VSS,是WAS单独发酵的3.5倍。FSF中纤维素发酵丁酸累积,WAS中蛋白质水解促进了戊酸的累积。共发酵显着促进了WAS中多糖和蛋白质的水解,F/W-2:3中s COD溶出率提高了40.8%。微生物群落结构及CCA分析结果表明,F/W-2:3中水解、产酸功能菌群丰度最高,且WAS与FSF分别与蛋白质水解菌Proteiniclasticum和纤维素降解菌Clostridium的相对丰度具有较好的相关性。（4）构建了碳源供给效率模型,研究了碳氧化损耗率和产酸转化率等关键参数的影响;分析了微筛截留-厌氧发酵工艺的碳源供给效率,并采用生命周期评价模型,对比分析了新方案相对于传统A2O工艺在节能减排方面的优势。结果表明,碳氧化率降低1%或VFAs转化率提高2%,碳源供给率可相应增加1%。微筛截留使Xs减少15.1%,生物污泥产量降低40.3%,但碳源供给量降低12.3%;FSF单独发酵可补充5.9%的碳源损失,碱预处理提高2.9%,共发酵可抵偿13.5%,且使总能耗降低24.0%;共发酵后,反硝化碳源结构得到显着优化,SA/COD高达0.5。生命周期评价结果显示,微筛截留-厌氧发酵工艺可使生态毒性、初级能源消耗和气候变化潜值分别降低21.9%、4.4%和3.5%。
马珊珊[3]（2021）在《Tetradesmus obliquus PF3对烟气的脱硝效能与机制》文中指出为解决我国大气污染严重问题,国家对燃煤电厂烟气排放要求日益严格,NOX逐步实施超低排放标准（50 mg/m3）,但是目前脱硝技术支撑不足。微藻脱硝技术是一种新兴的烟气脱硝技术,具备反应条件温和、资源化潜力大、深度处理效能高的特点,适合用于中低浓度NOx的深度处理,有助于促进电力行业可持续发展,可以作为烟气深度脱硝的技术储备,但是其存在基础理论研究不深入、作用机制不清晰、工艺设计不完善等问题。为开发烟气深度处理技术,本论文进行了微藻烟气脱硝技术的研究。针对微藻脱硝技术发展中存在的问题,开展了藻株碳氮利用代谢特性研究、分析了微藻去除NO过程的关键限制因素、提出了以生活污水为培养基、气提圆柱形光生物反应器串联的微藻脱硝模式并评价了该模式的脱硝效能,最后阐明了微藻对烟气的脱硝机制。微藻脱硝技术依赖于微藻细胞的基础碳氮代谢,微藻通过细胞氮代谢过程实现烟气中NOx的最终去除,而细胞氮代谢过程与碳代谢过程紧密相关。本研究首先探究了斜生栅藻Tetradesmus obliquus PF3（T.obliquus PF3）的碳氮利用特性。研究结果显示T.obliquus PF3可以利用多种有机碳源和多种无机氮源,当以气体CO2为碳源时,T.obliquus PF3可以在5-15%CO2浓度下呈现较高的生物质积累。当以气相NO作为氮源时,T.obliquus PF3可以在100-500 ppm NO浓度下呈现明显的生物质积累,并且低于200 ppm浓度的NO可以促进T.obliquus PF3的生长。有机碳源可以促进T.obliquus PF3对硝氮的吸收代谢但是对T.obliquus PF3去除NO没有明显提高作用。因此,T.obliquus PF3可以直接利用烟气中的CO2为碳源实现烟气同步脱硝固碳,T.obliquus PF3对NO和CO2具有较高的固定速率,分别为2.86±0.23 mg/L/d和1.29±0.01 g/L/d。为提高微藻脱硝效能,构建微藻脱硝工艺,本研究监测了初始生物量、NO浓度、O2浓度、光照强度、气体流速、气体停留时间以及反应器串联对T.obliquus PF3脱硝效率的影响。结果显示,在一定范围内,增大生物量、提高O2浓度和光照强度、减小气体流速对NO去除率的提高效果有限,延长气体停留时间和串联反应器可以明显促进NO的去除。T.obliquus PF3对NO的去除符合一级反应动力学规律,与气液接触时间呈正比,而与NO浓度无关。在初始生物量为0.6 g/L,NO浓度为200 ppm,气体流速为0.05 vvm（air volume/culture volume/min）,O2浓度为4%,光照强度为8000 lx,圆柱形光生物反应器串联时,NO的去除率可以达到70.8±3.6%。针对微藻烟气脱硝过程中微藻培养成本较高的问题,提出以生活污水作为T.obliquus PF3的培养基,研究了藻株在生活污水中的生物量积累、对碳氮磷的利用以及对NO的去除效果。结果显示T.obliquus PF3在未灭菌的生活污水中生长五天可以达到1.8 g/L的生物量,细胞生长的碳源主要从气相中获得,生活污水可以为细胞生长提供一定的营养源。生活污水中的氨氮对T.obliquus PF3去除NO有一定的抑制作用,氨氮耗尽后抑制作用消失。向生活污水中添加30mg/L的硝氮有助于促进细胞的生长与NO的稳定去除。基于以上结果构建了以生活污水为培养基、两个气提圆柱形光生物反应器串联的烟气脱硝模式,并在实验室模拟烟气和户外电厂实际烟气的应用条件下监测了该模式的脱硝效能。实验室条件下,串联模式中NO的去除率在70%左右,T.obliquus PF3对NO和CO2的固定速率分别为2.94±0.16 mg/L/d和0.46±0.04 g/L/d,对NO和CO2的固定率分别为70.9±4.8%和3.2±0.7%。户外实际烟气条件下,串联模式中NO的去除率在72.1±5.4%和77.9±3.7%之间,出口NOx浓度低于25 mg/m3,可以达到NOX的超低排放标准。T.obliquus PF3对NO和CO2的平均固定速率分别为2.83±0.12 mg/L/d和0.39±0.02 g/L/d,固定率分别为77.4±7.6%和2.24±0.04%。此外,生活污水中氮磷浓度大幅降低,COD浓度也有一定的降低,最终的生活污水能达到城镇污水处理厂二级排放标准。以为微藻脱硝工艺提供理论基础为目的,本研究探究了微藻细胞的环境适应性及其脱硝机制。研究结果显示T.obliquus PF3具有良好的环境适应性,可以分别在pH 4.5-10.5、4-30℃、2000-10000 lx、小于100 ppm SO2以及小于3mmol/L NaHSO3条件下呈现明显的生物质积累,最适生长pH、温度和光照强度分别为7.5、25℃和8000 lx。在T.obliquus PF3去除NO过程中藻细胞是NO去除的关键因素,藻细胞可以通过分泌胞外物质、还原外源铁以及吸附NO的方式促进NO的去除。通过添加ATP水解抑制剂HgCl2并结合系统中的氮平衡揭示了NO在体系中的主要去除途径为NO在藻液中的溶解与氧化,藻细胞对溶液中各种形态氮的吸收利用中以离子态氮为主。综上所述,微藻脱硝技术可以实现烟气同步脱硝固碳过程,通过串联反应器可以延长气液接触时间、提高脱硝效率,实现烟气达标排放的目标,可以作为电厂烟气脱硝、碳减排的技术储备,对于减轻电力行业的环保投入压力、实现废弃污染物处理具有重要意义。
蒙政成[4]（2021）在《NCMBR工艺在工业园区污水处理厂升级改造的应用研究 ——以广西贺州及梧州两工业园区污水处理厂为例》文中研究说明随着我国“退城进园”工作的稳步推进,确保城镇工业化与生态文明建设的协调发展,需全面改善水环境。本课题以工业园区污水处理工艺为研究对象,采用NCMBR工艺应用于工业园区污水处理,使其在去除有机物的同时具备脱氮除磷的能力,实现出水的达标排放以及资源回用,为工业园区污水处理厂的建设或升级改造工程提供理论依据和科学指导。主要研究内容包括:（1）NCMBR膜材料性能的表征;（2）NCMBR工艺的中试研究;（3）NCMBR工艺在工业园区污水处理厂升级改造工程中的应用;（4）NCMBR工艺在工业园区污水处理的工程应用示范。主要研究结果如下:（1）NCMBR膜的微观形貌、孔隙率等性能表征结果表明,NCMBR膜主要由支撑体,过渡层及陶瓷膜层组成;其中,陶瓷膜层由多孔纯Si C组成。NCMBR膜材料的孔隙率为46.18%,具有良好的分离效率及稳定性。（2）中试条件下连续监测出水指标结果显示:出水COD浓度在50mg/L以下,平均值为37 mg/L,NH3-N浓度在0.82mg/L以下,平均值为0.30 mg/L,TP基本稳定在0.2 mg/L以下;表明采用NCMBR工艺处理工业园区废水,其出水COD、NH3-N及TP均可稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。（3）以广西贺州市旺高工业园区污水处理厂为例。通过对该厂采用NCMBR工艺升级改造后连续运行进出水指标的统计分析结果表明:COD平均去除率可达92.0%,处理效果显着且较为稳定;NH3-N平均去除率为93.9%;TP平均浓度为0.15 mg/L,平均去除率为78.1%,TP去除率相对于COD及NH3-N去除率较低。经济、环境和社会效益分析说明了该工艺自动化程度高,占地面积小,具有广阔的推广前景。（4）以广西梧州市不锈钢工业园区污水处理厂为例。将NCMBR工艺运用于梧州不锈钢园区废水处理工程中,通过对该厂连续运行出水指标的统计分析,反映NCMBR工艺在不锈钢工业园区污水处理中的实际应用效果,广西梧州市不锈钢工业园区污水处理应用示范采用NCMBR工艺,系统出水稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准,具有较好的污染物去除效果。削减COD排放量约365 t/a,削减NH3-N排放量约36.5 t/a,削减TP排放量约6.39 t/a。经济、环境和社会效益分析说明了NCMBR工艺应用于其他工业园区污水处理工程具有一定的参考价值。
张浩[5]（2021）在《橡胶废水处理工艺评估及物质流分析和高效生物活性炭的制备与应用》文中进行了进一步梳理随着国民经济快速发展和人口的持续增长,橡胶在满足我们日常生活的各种需求方面所发挥的作用越来越重要。本文中主要讨论的丁基/卤化丁基橡胶因其所具有得诸多优良特性而广泛应用于很多领域,截至2019年世界丁基橡胶产能已达209万吨,我国在2019年的丁基橡胶产能也达到了39.5万吨。然而,伴随着橡胶工业的高需求和快速发展,也不能忽视橡胶工业是高耗水量的行业,橡胶的生产制备过程会有大量的有机废水产生,由于废水成分较为复杂,处理难度大,如何有效的处理处置这类废水,始终是行业的难点也是热点问题。本文首先分析了某丁基橡胶废水处理工艺的运行状况,评估了其处理效果,得出该套污水处理工艺有两套系统,其中系统一有甲醇废水和胶粒废水两股进水,平均水量范围为419.90 m3/d-670.52 m3/d,系统二有卤化废水、高浓废水和集水井废水三股进水,平均水量范围为958.03 m3/d-1454.37 m3/d,此外系统二出水水质达到了排放要求,系统一超出了设计的出水水质标准。再通过取样检测,分析该工艺各工段废水中的有机污染物质,确定了废水中的主要有机污染物及当前处理的重难点,使用GC-MS明确了废水中主要有叔丁醇、乙二醇和丙二醇三种有机污染物,其中,乙二醇和丙二醇主要来源于甲醇废水,平均含量分别为72.47 mg/L-157.85 mg/L和134.18 mg/L-429.49 mg/L,叔丁醇主要来源于胶粒废水,平均含量仅为56.91mg/L-88.18 mg/L,但随着系统的运行一直未被完全去除,并最终汇入到反渗透浓水中外排。最后制备高效的污泥/落叶生物活性炭,应用于废水中难降解有机污染物的去除,探究出了污泥/落叶生物活性炭的最佳制备条件:热解温度200℃,污泥/落叶配比为1:3,热解时间为1 h,最佳条件下制备的生物活性炭碘值为287.81 mg/g,得率能达到85.15%。应用该生物活性炭吸附叔丁醇,结果显示其吸附过程更为吻合准二级动力学方程,R2可达0.99993,Langmuir、Freundlich、Temkin三种等温吸附方程均可较好的拟合污泥/落叶生物活性炭的吸附效果,R2分别为0.96453、0.99208和0.9288。由此可见,本文讨论的污泥/落叶生物活性炭可以有效的去除废水中的叔丁醇。
王延林[6]（2021）在《厌氧/好氧生物流化床联合处理高浓度难降解有机废水示范工程运行特性研究》文中指出近年来,随着工业化程度不断加深,工业废水所带来的环境污染问题也愈发严重。工业废水包含高浓度废水和难降解废水两类,前者COD高,有机物含量高,可生化性良好,p H低;后者可生化性差,水中污染物极难被微生物降解。传统的处理方法能在一定程度上完成上述废水的处理,但都或多或少存在如占地面积大、处理效果差、投资成本高、产生污泥多、产生二次污染等缺点,故亟需开发新型水处理技术。本文分别以豆制品废水和聚丙烯酸酯废水为高浓度难降解废水处理对象,采用课题组自主研发的以SSSAB（螺旋对称流厌氧反应器）和AFB（气升式外循环涡旋强化生物脱氮流化床反应器）为主体的厌氧/好氧生物流化床联合处理技术,进行生产性工程示范试验研究,从反应器启动、运行特性、有机组份降解途径和厌氧颗粒污泥菌群结构变化等方面研究示范工程的运行性能,以期为进一步工程示范的推广应用提供理论支持和数据支撑。具体研究结果如下:1、厌氧/好氧生物流化床联合处理聚丙烯酸酯废水（1）SSSAB的启动与运行特性:历时30 d启动成功,进水中聚丙烯酸酯废水比例为37.5%;稳定运行期间进水平均COD浓度为1559 mg/L,COD平均去除率为36.4%,最高可达40.2%;出水p H稳定在7.49左右,低于进水;能够经受容积负荷为1.11～2.18kg COD/（m3·d）的冲击。（2）SSSAB进出水有机组份变化:进水中含有42种有机物,出水中有机物种类少于进水,出现醇类,氨基酸类、烯类、芳香脂类和醚类物质;出水中小分子有机物相对含量上升。（3）AFB的启动与运行特性:历时12 d启动完成;稳定运行期间进水平均COD浓度为979 mg/L,出水平均COD浓度135 mg/L,COD平均去除率86.0%;出水平均氨氮浓度为0.7 mg/L,氨氮去除率接近100%;出水p H较进水有所上升,保持在7.8左右。（4）厌氧/好氧生物流化床联合处理效果:厌氧段HRT=2 d,平均OLR为0.83 kg COD/（m3·d）,好氧段HRT=3 d,平均OLR为0.31kg COD/（m3·d）;系统平均COD去除率为91.0%,厌氧段贡献率为41%,好氧段贡献率为59%。2、厌氧/好氧生物流化床联合处理豆制品废水（1）SSSAB启动与运行特性:历时60 d启动成功;稳定运行时反应器平均OLR为13.33 kg COD/（m3·d）,进水为3158～5409 mg/L,出水降低至450～1043 mg/L,COD的平均去除率为84.7%。（2）AFB的启动与运行特性:历时10 d启动完成,进水平均COD浓度670 mg/L,COD平均去除率为83.0%;进水平均氨氮浓度179 mg/L,平均去除率为96%。（3）厌氧/好氧生物流化床联合处理效果:厌氧段HRT=7.2 h,平均OLR为13.33 kg COD/（m3·d）,好氧段HRT=12 h,平均OLR为0.31 kg COD/（m3·d）;COD平均去除率为97.0%,厌氧段贡献率为84%,好氧段贡献率为16%;最终出水平均氨氮浓度为3.1 mg/L,平均去除率为96.0%;厌氧进水平均p H为5.08,厌氧出水平均p H为7.1,经过好氧处理,平均p H降低至6.71,运行稳定;与其他处理工艺相比,该处理系统厌氧段的容积负荷具有明显优势。（4）长期运行特征:7个月内该系统出水COD稳定在47～329mg/L之间,其COD去除率一直在90.0%以上,系统运行稳定,效果良好。3、厌氧颗粒污泥群落结构演变研究（1）细菌群落结构演变:与接种厌氧颗粒污泥相比,处理聚丙烯酸酯废水的污泥中细菌种类减少,群落结构简化,各细菌种群相对丰度变化较小,有增有减;处理豆制品废水的污泥中细菌种类增多,群落结构复杂程度增加,除了Bacteroidetes＿vadin HA17,其他属的细菌相对丰度都呈上升趋势。（2）古菌群落结构演变:与接种厌氧颗粒污泥相比,处理两种废水后的污泥都呈现出古菌种类减少,种间数量差距增大的趋势;优势种群变化一致,其中,门分类层面上Euryarchaeota是优势种群,属分类层面上,优势种群由Methanobacterium变成Methanosaeta。
杜江辉[7]（2021）在《草鱼养殖废水正渗透膜浓缩工艺研究》文中进行了进一步梳理针对淡水草鱼养殖废水排放量大、污染物浓度低、处理效率低的问题,本文提出了蔗糖溶液作汲取液处理草鱼养殖废水的正渗透膜浓缩方法。围绕汲取液浓度、错流过滤流速和汲取液温度三个关键因素,研究了不同工艺参数条件下草鱼养殖废水中有机污染物和水通量变化规律,在此基础上开展响应面优化正渗透系统关键工艺参数,明确了不同工艺参数与膜浓缩处理效果之间的响应关系;研究了不同运行时长下的膜污染变化规律,考察了正渗透膜表面污染物的形貌特征,初步揭示了膜浓缩过程中膜表面污染物特征,最后采用某规模化草鱼养殖池塘废水进行实地试验,研究了多批次连续运行情况下正渗透系统的浓缩效果和膜污染特征。本论文得到的主要结论如下:（1）在考察不同工艺参数对正渗透膜浓缩效果的单因素实验中,汲取液浓度在0.5～2 mol/L,错流过滤流速在2.6～21.5 cm/s,汲取液温度在24～36℃范围内,随着汲取液浓度、错流过滤流速和汲取液温度的升高,原料液中的COD浓度与系统水通量逐渐变大。原料液中的COD浓度与运行时间呈现出良好的线性关系。（2）基于单因素实验基础上开展响应面优化实验,得到了正渗透浓缩过程中汲取液浓度、错流过滤流速和汲取液温度与膜浓缩效果的二次响应面模型。对COD变化倍数而言,具有显着影响的一次项是汲取液浓度和汲取液温度,交互项是汲取液浓度和错流过滤流速,二次项是汲取液温度;对平均水通量而言,具有显着影响的一次项是错流过滤流速和汲取液温度,交互项是汲取液浓度和错流过滤流速及汲取液浓度和汲取液温度,二次项是汲取液浓度。以COD变化倍数和平均水通量最大为目标,响应面法获得的最佳工艺参数组合为汲取液浓度2 mol/L,错流过滤流速155 rpm（18.7 cm/s）,汲取液水温33.6℃,在此条件下实测的草鱼模拟养殖废水COD浓度变化倍数为2.9倍,平均水通量27.4 L/（m2?h）。（3）采用扫描电子显微镜-X射线能谱仪（SEM-EDS）、傅里叶红外光谱仪（FTIR）等分析不同运行时长下的膜污染层,发现其呈现出疏松状态,在膜面具有分布不均匀的特点。膜污染层中C、O、N、P、S元素占有较大比重,推测污染物成分以蛋白质等有机物为主。（4）将蔗糖为汲取液的正渗透膜实验系统（膜活性层朝向汲取液）处理实际草鱼养殖池塘废水,汲取液浓度2 mol/L,错流过滤流速155 rpm（18.7 cm/s）,汲取液水温33.6℃,在此条件下实测的草鱼模拟养殖废水COD浓度变化倍数最高达到3.5。膜支撑层膜污染物成分主要为有机化合物、二氧化硅;膜活性层表面不仅存在有机物,还存在少量的K、Ca等微量元素,原料液中的某些物质会透过膜进入汲取液侧。正渗透膜系统中溶质反渗现象被三维荧光测试结果证实。反向溶质通量与水通量变化趋势基本一致:水通量上升反向溶质通量变大,水通量下降反向溶质通量降低。溶质反渗控制有待进一步研究。
闫云涛[8]（2020）在《铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究》文中进行了进一步梳理为减少化石类燃料在燃烧供热过程中产生有害物质,污水热利用技术获得了广泛研究,其中提热量受到污水温度的制约是污水热利用过程的技术难点。为解决此问题,论文提出了以铁基活性物种催化H202产生羟基自由基（·OH）来氧化降解污水,利用催化氧化过程产生的热量来提升污水温度的解决方法。本文以廉价易得的颗粒半焦（SCe）为载体,制备了 Fe2O3@MSCe和Fe3O4@MSCe两种新型芬顿催化剂,研究了 Fe2+/H2O2均相芬顿、Fe3+/H2O2均相类芬顿、Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿和Fe3O4@MSCe/H2O2双价态异相芬顿共四种典型铁基芬顿处理OPD（o-phenylenediamine,OPD）污水的降解放热特性,阐明了铁基芬顿体系的降解放热机理。本研究为污水处理过程的能源化利用供了理论依据。全文的主要研究工作如下:（1）提出了利用铁基芬顿降解污水过程产生的反应热来有效提高污水温度的新思路。开展了 O3和Fe2+/H2O2均相芬顿两种试剂氧化OPD污水的降解放热实验和反应路径分析。研究显示,Fe2+/H2O2均相芬顿试剂表现出更优异的降解放热性能,O3降解OPD污水的过程为单一氧化放热过程,Fe2+/H2O2均相芬顿降解OPD污水过程存在产生·OH和HO2·自由基的催化反应、自由基氧化OPD的降解反应和自由自身淬灭反应等多种反应放热过程,多种反应热的叠加是Fe2+/H2O2均相芬顿降解过程污水温度有效提升的主要原因。Fe2+/H2O2均相芬顿降解OPD污水的降解率为93%时,溶液温升数值可达11℃以上,说明利用Fe2+/H2O2均相芬顿降解污水过程产生的热能来提高污水温度的思路在理论和实践上是可行的。（2）开展了Fe3+/H2O2均相类芬顿降解放热性能、pH适应性和反应机理的研究。实验结果显示Fe3+/H2O2均相类芬顿具有较好的降解放热性能和pH适应性,pH=7.8时,OPD污水的降解率为93.5%,溶液温升数值为7.2℃;在pH=8.0～11.3范围内,Fe3+/H2O2均相类芬顿体系处理OPD污水的降解率明显高于相同pH范围内Fe2+/H2O2均相芬顿体的降解率。揭示了碱性条件下,Fe3+/H2O2均相类芬顿体系既存在Fe3+催化H2O2产生·OH和HO2·自由基氧化OPD的均相反应,又存在Fe（OH）3胶体粒子催化H2O2产生·OH和HO2·自由基氧化OPD的非均相反应的内在机理。（3）制备了Fe2O3@MSCe复合材料并开展了 Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿降解放热性能和反应机理的研究。表征结果显示Fe2O3@MSCe具有较大的比表面积和多种官能团,具有较强的化学吸附能力。实验结果显示Fe2O3@MSCe/H2O2具有较好的降解放热性能,溶液初始pH为7.8～8.9时,污水的降解率为88.2%～80.5%,溶液温升数值为7.1～6.9℃。Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿降解OPD污水过程中遵循协同降解机理。（4）制备了Fe3O4@MSCe复合材料并开展了 Fe3O4@MSCe/H2O2异相类芬顿降解放热性能和反应机理的研究。实验结果显示,在pH=7.8～11.2范围内,OPD污水的降解率为90.9%～89.1%,溶液温升数值为7.3℃～6.9℃,相较Fe2O3@MSCe/H2O2,Fe3O4@MSCe/H2O2表现出更优异的降解放热特性。Fe3O4晶体中Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）间电子的内部切换是加速电子在Fe3O4晶体和H202分子间转移,提升Fe3O4@MSCe/H2O2异相类芬顿催化活性的主要因素。（5）开展了影响铁基芬顿降解放热性能宏观规律和微观机理的研究。研究了Fe2+/H2O2均相芬顿、Fe3+/H2O2均相类芬顿、Fe2O3@MSCe/H2O2异相类芬顿和Fe3O4@MSCe/H2O2双价态异相类芬顿四种典型芬顿体系中反应条件对降解放热性能的影响规律,以及·OH自由基反应路径对降解放热性能影响的微观机理。研究发现铁基芬顿降解OPD污水过程中,H2O2投加浓度是影响污水温度提升数值的主要因素,铁基催化剂投加浓度和初始反应温度是影响反应速率主要因素的宏观规律。研究揭示了铁基芬顿降解OPD污水过程的放热量主要取决于系统内的总反应量,降解量主要取决于·OH自由基同OPD分子反应量的微观机理。
陈博坤[9]（2020）在《煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发》文中进行了进一步梳理面对国家能源安全和煤炭和水资源在地势上呈逆向分布的现状,中国既要大力发展煤化工产业,又要解决煤转化工业因巨大耗水量而带来的严峻挑战,煤化工废水的“零液排放”俨然成为亟待解决的关键问题之一。在工业设计上基本形成并认同了“污水预处理–生化处理–深度处理–盐水处理–固化零排放”的设计框架,但是对于部分煤化工废水,该流程仍存在预处理效率低、回用水水质差、处理成本高、水资源回用率低且处理系统缺乏顶层设计等问题,制约着我国煤转化工业的清洁利用和可持续性发展。为此,本文基于生命周期模型调研分析了典型的九类煤化工废水处理的生命周期成本,通过引入虚拟成本法对比分析了“零液排放”和综合废水一级排放的成本优势,并基于2018年现代煤化工项目规划和煤化工项目取用水水平对未来煤化工项目耗水水平进行了核算。结果表明,煤化工废水实现“零液排放”具有7.17元/t水的成本优势,已规划的煤化工项目总耗水水平将达到工业耗水量的2.8%,通过对经济成本、环境影响和各地区水资源总量的分析,本文总结归纳了一些改进措施,推动煤化工项目能源转化效率的提升和水资源的合理利用。碎煤加压气化技术虽然具有非常高的冷煤气效率,但实现废水“零液排放”困难,相比之下,水煤浆气化技术实现“零液排放”较为容易,但该技术用于生产清洁燃料或化工产品时,对碳元素的利用效率仍然较低。因此,本文耦合了两种气化技术的优点以期实现优势互补。结果显示,在控制各工艺流程能够实现全流程“零液排放”的基础上,提升煤制烯烃和煤制乙二醇流程碳元素转化效率提高24.95%和13.55%,降低烯烃和乙二醇的单位成本19.72%和9.27%,而且降低了CO2排放量83.1%和83.5%,具有很好的应用前景,而煤制天然气项目实现较低成本“零液排放”仍有待进一步探索。当前煤制兰炭废水预处理过程对油、尘和酚类等污染物脱除效率不足,而且消耗大量的高品位蒸汽。这不仅污堵各单元设备组件并大大降低过程的传质传热效率,而且蒸汽要求远高于兰炭厂的蒸汽副产能力。本文总结归纳了该流程的几点不足之处,针对性地提出了新型处理流程并通过工业废水的小试实验研究验证了其可靠性和可行性,并对产水量为240 m3/d的兰炭废水处理流程进行了工业设计。结果表明,新型流程通过改变废水体系中稳定存在的油滴表面ζ电位使其斥力减少而聚并沉降,油尘含量均降至20mg/L以下;分离脱酸塔和脱氨塔有效降低了塔底热负荷和蒸汽品位需求;而溶剂回收塔的负压操作不仅降低了再沸器蒸汽品位,而且减少了粗酚在高温条件下对塔釜的腐蚀。最终出水中油、酸性气、总酚、氨氮和COD浓度分别降至20 mg/L、10 mg/L、270mg/L、50 mg/L和3050 mg/L以下,节省固定投资成本约57.9%,吨水操作成本由53.40元降至50.69元。煤化工高浓含酚氨有机废水均需采用酚氨回收单元汽提脱除废水中的酸性气、氨氮并回收稀氨水,萃取脱除水中有机物并回收粗酚产品。华南理工大学酚氨回收工艺获得了工业界普遍的认可,该工艺采用单塔同时脱除酸性气和氨氮,MIBK萃取脱除酚类并精馏回收萃取剂和粗酚,但在此过程中消耗了大量的蒸汽。本文通过引入蒸汽再压缩式热泵精馏,借助夹点分析方法,在不改变现流程的操作参数的条件下,提出了两种能量集成方案,基于技术经济分析结果,发现新流程降低了53.7%热公用工程、57.5%冷公用工程、增加了662 k W电耗。新流程吨水处理成本由35.53元/t降至27.34元/t水,年节省公用工程费用655.2万元,减少CO2排放5237 t/y。
孙怡[10]（2020）在《高级氧化技术的阳极强化及耦合生物法处理难降解有机废水》文中指出难降解有机废水因其高环境危害性和顽固性成为环保领域难题。基于原位自由基生产的高级氧化技术是处理难降解有机废水最为有效的方法之一,然而其实际应用仍存在高能耗和高成本缺点,一方面需要发展高性能可实用化高级氧化方法,其中电化学高级氧化技术（Electrochemical Oxidation Process,EAOPs）因其高效、多功能、操作简单和易扩大化等优点具有广阔实用前景,阳极成本、性能和稳定性很大程度上决定了EAOPs的成本、效率和工作寿命,然而无可实用化阳极材料是限制电化学高级氧化技术应用的瓶颈因素;另一方面需要发展低成本的高级氧化法与生物法耦合处理技术及应用。在已开发的阳极材料中,锑掺杂二氧化锡（Ti/Sn O2-Sb）电极具有产羟基自由基能力,低成本,环境友好,易制备等优点,是潜在理想的EAOPs阳极材料,然而存在使用寿命短问题。针对Ti/Sn O2-Sb电极失效机理尚不明确,本文首先探究了未掺杂和Pd掺杂电极失效机理,催化层脱落和溶解损耗、形成氢氧化锡钝化层、掺杂Sb元素选择性析出是导致电极失效主要原因,策略如Pd掺杂通过减缓这些因素可有效延长电极使用寿命,然而Pd掺杂会损害电极产自由基性能,掺杂Pd元素的选择性析出造成Pd掺杂电极失效,传统Ti/Sn O2-Sb电极预测使用寿命仅为0.016年。针对传统电沉积法制备Ti/Sn O2-Sb电极存在镀层质量差问题,本文提出了低共熔溶剂电沉积和柠檬酸亚锡络合物后处理技术,分别通过电沉积过程中和后处理过程强化,减少镀层缺陷,提高镀层质量,制备电极降解亚甲基蓝（Methylene Blue,MB）动力学速率分别提高0.7和1.5倍,电极寿命分别提高2.2倍和10.9倍,预测寿命提升至0.058年和0.23年,两种方法均操作简单,无毒无害,绿色环保。然而制备电极寿命仍不能满足实际应用需求,传统二维钛片基底低负载能力和传统制备方法低负载效率是限制进一步提升电极寿命关键。基于此,本文在提出了一种创新的溶剂热过程电极制备技术,并筛选泡沫钛作为电极基底,制备得到高有效负载量,高稳定性和高活性的三维泡沫钛基底f-Ti/ATO-3D电极,电极降解MB速率提高了1.2倍,预测寿命达到了1.57年,是传统p-Ti/ATO电极的约98倍;在此基础上引入Ni掺杂,制备的f-Ti/ATO-Ni电极同时拥有优异的生产OH·和O3性能,其产OH·性能优于商业硼掺杂金刚石薄膜电极,同时O3库伦效率达到21%,第一性原理计算结果显示Ni掺杂能够增加掺杂Sb原子费米能级附近电子态密度,提高电极电化学活性,同时降低电极产O3过电势,促进电极臭氧生产,此外Ni元素掺杂能够提高表面Sn,Sb原子析出能,延缓元素析出提高电极寿命,f-Ti/ATO-Ni电极预测使用寿命达到17.6年,是目前报道最长锑掺杂二氧化锡电极寿命,能够满足实际应用降解和稳定性需求。针对单一高级氧化技术处理实际复杂难降解有机废水时间久,能耗高问题,本文提出了三种高级氧化和生物耦合水处理技术:（1）利用开发的高效长寿命阳极深度处理印染污水处理厂排放出水,达到可再生利用工业用水标准（GB/T19923-2005）处理能耗仅为1.36KWh m-3,实地连续流运行180天,降解性能稳定;（2）面向垃圾渗滤液废水,提出了微生物燃料电池（Microbial Fuel Cell,MFC）和EAOPs耦合处理技术,强化MFC过程将垃圾渗滤液COD从初始约28742 mg L-1下降到约2192 mg L-1,随后经EAOPs过程COD下降到200 mg L-1以下,处理能耗约为85 KWh m-3;（3）面向高浓度的MB染料废水,提出了等离子体氧化耦合MFC处理策略,等离子体处理10 min,300 mg L-1MB废水BOD5/COD比值从0.04上升到0.38,对大肠杆菌生长抑制率从85.5%下降到27.9%,进一步经过MFC处理,TOC矿化率从23.2%提高到63%,耦合过程矿化能量消耗为0.143 KWh g TOC-1,仅为等离子氧化过程的41.8%。高级氧化与MFC耦合工艺可实现高效处理难降解有机废水同时降低处理能耗。
二、乙二醇装置污水中COD浓度的控制（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、乙二醇装置污水中COD浓度的控制（论文提纲范文）
（2）基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 能源和环境压力限制污水处理行业可持续发展 |
| 1.1.2 碳源不足制约城镇污水脱氮效能提升 |
| 1.1.3 开发污水/污泥碳源符合污水处理可持续发展需求 |
| 1.2 城镇污水碳源分配利用特性及研究进展 |
| 1.2.1 城镇污水的碳源组成 |
| 1.2.2 污水碳源的分配利用特性 |
| 1.3 碳源反硝化利用特性及研究进展 |
| 1.3.1 污水碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.2 常用外加碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.3 污泥发酵液的反硝化利用特性 |
| 1.4 碳源开发技术研究进展 |
| 1.4.1 基于物理沉降的碳源开发技术 |
| 1.4.2 基于化学强化的碳源开发技术 |
| 1.4.3 基于生物转化的碳源开发技术 |
| 1.4.4 微筛截留工艺的研究进展 |
| 1.5 生命周期评价在污水处理中的应用 |
| 1.5.1 生命周期评价在污水处理中的作用 |
| 1.5.2 污水/污泥处理工艺的生命周期评价 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验用水及剩余污泥性质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验仪器与试剂 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 污水碳源组成及分配利用特性研究 |
| 2.2.2 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 2.2.3 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 2.2.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规分析指标及测试方法 |
| 2.3.2 其他分析项目及测试方法 |
| 2.3.3 市政碳源组成特征分析 |
| 2.3.4 污水碳源的硝酸盐利用特性分析 |
| 2.3.5 水解-产酸动力学 |
| 2.3.6 高通量测序及群落结构分析 |
| 2.3.7 其他指标计算 |
| 第3章 污水碳源微筛截留条件优化及效能分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 污水碳源组成及反硝化利用特性分析 |
| 3.2.1 城镇污水碳源组成特征分析 |
| 3.2.2 污水/污泥碳源的反硝化利用特性分析 |
| 3.2.3 污水碳源在A~2O工艺中的分配和利用特性分析 |
| 3.3 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 3.3.1 颗粒碳源的微筛截留条件优化 |
| 3.3.2 优化微筛截留对污水碳源分配转化特性的影响 |
| 3.4 颗粒碳源微筛截留的物料平衡及能耗分析 |
| 3.4.1 基本假设及估算依据 |
| 3.4.2 微筛截留对生物处理单元物料平衡的影响 |
| 3.4.3 微筛截留对生物处理单元能耗变化的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 截留碳源厌氧发酵产酸效能分析 |
| 4.2.1 截留碳源的产酸特性 |
| 4.2.2 截留碳源的水解特性 |
| 4.2.3 截留碳源厌氧发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.3 初始碱调节对截留碳源产酸效能的提升效果 |
| 4.3.1 不同初始碱条件下截留碳源的产酸效能 |
| 4.3.2 不同初始碱条件下截留碳源的水解及产甲烷特性 |
| 4.3.3 碱性发酵对截留碳源特性的影响 |
| 4.3.4 截留碳源碱性发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.4 截留碳源厌氧发酵产酸效能评估 |
| 4.4.1 截留碳源厌氧发酵产酸的物料平衡 |
| 4.4.2 截留碳源厌氧发酵产酸的能耗估算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 截留碳源与剩余污泥共发酵水解产酸效果分析 |
| 5.2.1 共发酵对产酸效果及挥发酸组分变化的影响 |
| 5.2.2 共发酵对多糖蛋白水解效率的影响 |
| 5.2.3 共发酵产酸过程中甲烷累积量及p H变化 |
| 5.3 共发酵过程的微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 微生物群落多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构及功能菌群 |
| 5.3.3 功能微生物与环境因子的互作机制 |
| 5.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能评估 |
| 5.4.1 共发酵系统的物料平衡 |
| 5.4.2 共发酵系统的能耗分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 微筛截留-厌氧发酵工艺碳源供给效率及生命周期评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 碳源供给效率评价 |
| 6.2.1 碳源供给效率模型构建及参数分析 |
| 6.2.2 微筛截留-厌氧发酵的碳源供给效率评价 |
| 6.2.3 不同污水/污泥处理方案适用模式分析 |
| 6.3 微筛截留-厌氧发酵工艺的生命周期评价 |
| 6.3.1 生命周期模型构建与数据收集 |
| 6.3.2 污水/污泥处理阶段的清单分析 |
| 6.3.3 生命周期结果评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）Tetradesmus obliquus PF3对烟气的脱硝效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究目的与意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 烟气中的氮氧化物及其生物作用 |
| 1.2.1 烟气中的氮氧化物种类 |
| 1.2.2 NO对生物体的生理作用研究进展 |
| 1.2.3 NO对微藻细胞的毒性机制研究进展 |
| 1.3 微藻细胞对NO的产生与清除途径 |
| 1.3.1 微藻产生NO的途径 |
| 1.3.2 微藻清除NO的途径 |
| 1.4 火电厂烟气氮氧化物去除方法与工艺 |
| 1.4.1 SCR技术 |
| 1.4.2 SNCR技术 |
| 1.4.3 吸收法 |
| 1.5 微藻在污染治理中的研究进展 |
| 1.5.1 微藻对废水中污染物的去除 |
| 1.5.2 微藻对废气中污染物的去除 |
| 1.6 微藻用于烟气脱硝的研究进展 |
| 1.6.1 微藻用于NO_x直接去除的研究 |
| 1.6.2 微藻用于NO_x间接去除的研究 |
| 1.6.3 微藻烟气脱硝技术目前主要存在的问题分析 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 藻种来源 |
| 2.1.2 培养基和气源 |
| 2.1.3 反应器和光源 |
| 2.1.4 实验药品和仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 藻种培养 |
| 2.2.2 T.obliquus PF3 的碳源与氮源利用特性研究方法 |
| 2.2.3 T.obliquus PF3 的烟气脱硝工艺及效能研究方法 |
| 2.2.4 T.obliquus PF3 对环境的适应性及对NO的去除机制研究方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 藻细胞生物量测定 |
| 2.3.2 气体组分浓度测定 |
| 2.3.3 水质指标检测方法 |
| 2.3.4 胞外物质的提取与测定 |
| 2.3.5 细胞元素组成检测 |
| 2.4 计算和分析方法 |
| 2.4.1 细胞生长模型 |
| 2.4.2 NO去除率与固定速率 |
| 2.4.3 CO_2去除率与固定速率 |
| 2.4.4 藻细胞对NO的固定率 |
| 2.4.5 藻细胞对CO_2的固定率 |
| 第3章 斜生栅藻T. obliquus PF3对碳源和氮源的利用特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 藻株T.obliquus PF3 的碳源利用特性研究 |
| 3.2.1 T.obliquus PF3 对不同种类碳源的可利用性研究 |
| 3.2.2 不同碳源对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 3.2.3 T.obliquus PF3 对气体碳源CO_2的利用特性 |
| 3.3 藻株T.obliquus PF3 的氮源利用特性研究 |
| 3.3.1 氮源种类对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 3.3.2 氮源浓度对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 3.3.3 T.obliquus PF3 对气体氮源NO的利用特性 |
| 3.4 碳源对T.obliquus PF3 吸收利用氮源的影响 |
| 3.4.1 碳源对T.obliquus PF3 吸收利用硝氮的影响 |
| 3.4.2 碳源对T.obliquus PF3 吸收利用NO的影响 |
| 3.5 藻株T.obliquus PF3 对混合气中NO和 CO_2的代谢性能 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 T.obliquusPF3 的烟气脱硝工艺及效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 影响T.obliquus PF3 去除NO的因素研究 |
| 4.2.1 生物量对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.2 NO浓度对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.3 氧气浓度对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.4 光照强度对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.5 气体流速对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.6 气体停留时间对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.2.7 反应器串联对T.obliquus PF3 去除NO的影响 |
| 4.3 生活污水作为T.obliquus PF3 的培养基去除NO的效能研究 |
| 4.3.1 T.obliquus PF3 在生活污水中的生长 |
| 4.3.2 T.obliquus PF3 对生活污水中碳氮磷的利用 |
| 4.3.3 生活污水作为T.obliquus PF3 的培养基对脱硝效能的影响 |
| 4.3.4 生活污水作为T.obliquus PF3 培养基的脱硝效能 |
| 4.4 气提圆柱形光生物反应器串联模式用于模拟烟气脱硝的效能研究 |
| 4.4.1 串联反应器中生物量的积累分析 |
| 4.4.2 T.obliquus PF3 对生活污水中碳氮磷源的利用效果分析 |
| 4.4.3 T.obliquus PF3 对模拟烟气中NO和 CO_2的去除效果分析 |
| 4.5 气提圆柱形光生物反应器串联模式用于电厂实际烟气脱硝的效能研究 |
| 4.5.1 串联反应器中细胞生物量积累分析 |
| 4.5.2 T.obliquus PF3 对生活污水中碳氮磷源的利用效果分析 |
| 4.5.3 T.obliquus PF3 对实际烟气中NO和 CO_2的去除效果分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 T. obliquus PF3的环境适应性及对NO的去除机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 环境条件对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 5.2.1 pH对 T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 5.2.2 温度对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 5.2.3 光照强度对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 5.2.4 SO_2及其溶解盐对T.obliquus PF3 生物量积累的影响 |
| 5.3 T.obliquus PF3对NO的去除机制研究 |
| 5.3.1 液相培养基成分对NO去除的作用分析 |
| 5.3.2 藻细胞对NO相转移的作用分析 |
| 5.3.3 藻细胞对NO气液相转移的作用机制分析 |
| 5.3.4 藻细胞对氮的液固相转移机制分析 |
| 5.3.5 T.obliquus去除NO的综合作用机制分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）NCMBR工艺在工业园区污水处理厂升级改造的应用研究 ——以广西贺州及梧州两工业园区污水处理厂为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 工业园区污水的危害及处理现状 |
| 1.1.1 工业园区污水的来源及特点 |
| 1.1.2 工业园区污水的危害 |
| 1.1.3 工业园区污水的处理现状 |
| 1.2 膜生物反应器水处理工艺的研究进展 |
| 1.2.1 膜生物反应器概述 |
| 1.2.2 膜生物反应器的应用研究进展 |
| 1.2.3 膜生物反应器的特点及存在问题 |
| 1.3 陶瓷膜水处理工艺的研究进展 |
| 1.3.1 陶瓷膜水处理技术 |
| 1.3.2 陶瓷膜水处理工艺的研究及应用现状 |
| 1.3.3 NCMBR工艺简介与特性 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 NCMBR膜材料性能表征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 材料性能表征方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 微观形貌分析 |
| 2.2.2 孔隙率测定 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 NCMBR工艺的中试研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验装置 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 检测项目与分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 COD去除效果 |
| 3.3.2 NH_3-N去除效果 |
| 3.3.3 TP去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 NCMBR工艺在广西贺州旺高工业园区污水处理厂升级改造工程中的应用 |
| 4.1 工业园区污水处理厂概况 |
| 4.1.1 原工艺流程 |
| 4.1.2 原设计进出水水质 |
| 4.1.3 原工艺系统进出水水质分析 |
| 4.1.4 原工艺系统存在问题 |
| 4.2 污水处理厂升级改造 |
| 4.2.1 设计进出水水质 |
| 4.2.2 工艺流程调整 |
| 4.2.3 主要构筑物及设备 |
| 4.3 污水处理工艺升级改造后运行效果分析 |
| 4.3.1 COD去除效果 |
| 4.3.2 NH_3-N去除效果 |
| 4.3.3 TP去除效果 |
| 4.4 工程效益分析 |
| 4.4.1 环境效益 |
| 4.4.2 社会效益 |
| 4.4.3 经济效益 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 NCMBR工艺在广西梧州不锈钢工业园区污水处理的工程应用示范 |
| 5.1 工业园区污水处理厂概况 |
| 5.2 工艺流程及主要设备 |
| 5.2.1 工艺流程 |
| 5.2.2 主要构筑物及设备 |
| 5.2.3 主要构筑物及设备一览表 |
| 5.3 运行效果分析 |
| 5.4 工程效益分析 |
| 5.4.1 环境效益 |
| 5.4.2 社会效益 |
| 5.4.3 经济效益 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文情况 |
（5）橡胶废水处理工艺评估及物质流分析和高效生物活性炭的制备与应用（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 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 橡胶工业废水处理现状 |
| 1.2.2 生物活性炭研究现状 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 橡胶工业废水处理工艺评估 |
| 2.1 污水厂概况 |
| 2.1.1 污水来源 |
| 2.1.2 污水处理工艺流程介绍及设计参数 |
| 2.1.3 主要处理单元的设计参数 |
| 2.2 两套系统进水量及水质分析 |
| 2.2.1 两套系统进水量分析 |
| 2.2.2 两套系统进出水水质分析 |
| 2.2.3 两套系统处理情况对比 |
| 2.3 其他相关指标分析 |
| 2.3.1 MBR膜系统相关指标变化情况 |
| 2.3.2 超滤反渗透系统相关指标变化情况 |
| 2.3.3 处理系统温度变化情况分析 |
| 2.3.4 处理系统p H变化情况分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 难降解有机物物质流分析 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 检测及分析方法的确定 |
| 3.2.1 常规指标的测定方法 |
| 3.2.2 有机物检测方法的建立 |
| 3.3 取样点位及相关指标确定 |
| 3.3.1 取样点位的确定 |
| 3.3.2 常规水质指标含量测定 |
| 3.3.3 有机污染物含量的测定 |
| 3.3.4 常规指标与有机物的相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物活性炭的制备与应用 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2 原材料的预处理 |
| 4.3 生物活性炭制备与改性 |
| 4.3.1 生物活性炭的制备方法 |
| 4.3.2 制备过程的正交实验设计 |
| 4.3.3 最佳制备方案的确定 |
| 4.3.4 生物活性炭的改性方法 |
| 4.4 生物活性炭表征分析 |
| 4.4.1 比表面积与孔隙分析 |
| 4.4.2 扫描电子显微镜分析 |
| 4.4.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.5 生物活性炭去除叔丁醇效果探究 |
| 4.5.1 生物活性炭去除叔丁醇的分批次实验设计 |
| 4.5.2 讨论不同叔丁醇初始浓度对叔丁醇去除效果的影响 |
| 4.5.3 讨论不同活性炭投加量对叔丁醇去除效果的影响 |
| 4.5.4 吸附动力学与吸附等温线 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（6）厌氧/好氧生物流化床联合处理高浓度难降解有机废水示范工程运行特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高浓度有机废水处理 |
| 1.2.1 豆制品废水特点 |
| 1.2.3 豆制品废水处理研究现状 |
| 1.3 难降解废水处理 |
| 1.3.1 喷水织造废水概述 |
| 1.3.2 浆料废水处理研究现状 |
| 1.4 高效厌氧反应器研究进展 |
| 1.4.1 厌氧生物处理技术机理 |
| 1.4.2 高效厌氧生物流化床反应器发展历程 |
| 1.4.3 螺旋对称流厌氧生物流化床反应器 |
| 1.5 好氧生物流化床反应器 |
| 1.5.1 好氧生物处理 |
| 1.5.2 好氧生物流化床反应器的发展与研究现状 |
| 1.5.3 气升式外循环涡旋强化生物脱氮流化床反应器 |
| 1.6 高通量测序技术在微生物检测中的应用 |
| 1.7 课题来源——产学研项目 |
| 1.8 课题的研究目的及内容 |
| 1.8.1 课题研究的目的意义 |
| 1.8.2 课题研究内容 |
| 第二章 厌氧/好氧生物流化床联合处理聚丙烯酸酯废水研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料及装置 |
| 2.2.1 试验废水 |
| 2.2.2 试验接种污泥 |
| 2.2.3 工艺流程及方法 |
| 2.2.4 检测项目与方法 |
| 2.3 SSSAB的启动与运行特性 |
| 2.3.1 SSSAB的启动 |
| 2.3.2 SSSAB的运行特性 |
| 2.3.3 有机物厌氧降解机理分析 |
| 2.4 AFB的启动与运行特性 |
| 2.4.1 AFB的启动 |
| 2.4.2 AFB的运行特性 |
| 2.5 厌氧/好氧生物流化床联合处理聚丙烯酸酯废水运行性能 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 厌氧/好氧生物流化床联合处理豆制品废水研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料及装置 |
| 3.3 SSSAB的启动与运行特性 |
| 3.3.1 SSSAB的启动 |
| 3.3.2 SSSAB的运行特性 |
| 3.4 AFB的启动与运行特性 |
| 3.4.1 AFB的启动 |
| 3.4.2 AFB的运行特性 |
| 3.5 厌氧/好氧生物流化床联合处理豆制品废水的运行特性 |
| 3.5.1 处理效果分析 |
| 3.5.2 长期运行稳定性 |
| 3.6 同类型处理工艺对比分析 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 厌氧颗粒污泥群落结构演变研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 厌氧颗粒污泥中细菌菌群结构演变分析 |
| 4.3.1 细菌微生物多样性及丰度分析 |
| 4.3.2 门分类层面上细菌微生物群落分析 |
| 4.3.3 属分类水平上细菌微生物群落分析 |
| 4.4 厌氧颗粒污泥中古菌菌群结构演变分析 |
| 4.4.1 古菌微生物多样性及丰度分析 |
| 4.4.2 门分类层面上古菌微生物群落分析 |
| 4.4.3 属分类水平上古菌微生物群落分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要的学术成果 |
| 致谢 |
（7）草鱼养殖废水正渗透膜浓缩工艺研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 正渗透技术 |
| 1.2.1 正渗透原理 |
| 1.2.2 浓差极化 |
| 1.2.3 正渗透膜生物反应器 |
| 1.3 正渗透膜制备 |
| 1.3.1 膜材料种类 |
| 1.3.2 制膜工艺优化 |
| 1.3.3 典型正渗透膜制备及处理效果 |
| 1.4 正渗透膜污染 |
| 1.4.1 膜污染形成 |
| 1.4.2 膜污染种类 |
| 1.4.3 膜清洗与通量恢复 |
| 1.5 正渗透运行工艺参数优化 |
| 1.5.1 汲取液 |
| 1.5.2 错流过滤流速 |
| 1.5.3 pH |
| 1.5.4 温度 |
| 1.6 研究目的、研究意义及研究内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线图 |
| 第二章 正渗透系统处理草鱼养殖模拟废水效果及参数优化研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验装置与膜材料 |
| 2.1.2 试验试剂与仪器 |
| 2.1.3 原料液与汲取液 |
| 2.1.4 试验设计 |
| 2.1.5 试验分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 草鱼饲料水溶解试验 |
| 2.2.2 膜朝向对正渗透水通量的影响 |
| 2.2.3 蒸发量试验 |
| 2.2.4 单因素试验 |
| 2.2.5 响应表面法优化蔗糖汲取液关键参数 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 正渗透系统处理草鱼养殖模拟废水膜污染特征研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 汲取液、原料液与试验装置 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 膜表面污染层外观变化规律 |
| 3.2.2 膜表面污染物微观形貌特征分析 |
| 3.2.3 膜表面污染物FTIR分析 |
| 3.2.4 膜污染物元素分析 |
| 3.2.5 膜物理清洗及水通量恢复分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 正渗透系统处理草鱼养殖池塘废水效果及膜污染特征研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 草鱼池塘养殖废水与试验装置 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 草鱼养殖池塘基本水质调研情况 |
| 4.2.2 正渗透系统处理草鱼养殖池塘水运行效果 |
| 4.2.3 正渗透系统处理草鱼养殖池塘废水膜污染特征分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 污水降解技术概述 |
| 1.2.1 污染物状况分析 |
| 1.2.2 污水处理方法分析 |
| 1.2.3 高级氧化技术研究现状 |
| 1.3 芬顿氧化技术概述 |
| 1.3.1 均相芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.3.2 异相类芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.3.3 辅助芬顿氧化技术研究现状 |
| 1.4 论文的研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 Fe~(2+)/H_2O_2均相芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与装置 |
| 2.1.3 实验设计与分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 化学热力学分析 |
| 2.2.2 放热路径分析 |
| 2.2.3 Fe~(2+)/H_2O_2体系的放热性能 |
| 2.2.4 Fe~(2+)/H_2O_2体系的降解性能 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 Fe~(3+)/H_2O_2均相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器与装置 |
| 3.1.3 实验设计与分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Fe~(3+)/H_2O_2体系的降解性能 |
| 3.2.2 Fe~(3+)/H_2O_2体系的放热性能 |
| 3.2.3 Fe~(3+)/H_2O_2体系的反应机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2异相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与材料 |
| 4.1.2 实验仪器与装置 |
| 4.1.3 改性半焦的制备 |
| 4.1.4 Fe_2O_3@MSCe的制备与表征 |
| 4.1.5 实验设计与分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的降解性能 |
| 4.2.2 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的放热性能 |
| 4.2.3 Fe_2O_3@MSCe/H_2O_2体系的反应机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2异相类芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂与材料 |
| 5.1.2 实验仪器与装置 |
| 5.1.3 Fe_3O_4@MSCe的制备与表征 |
| 5.1.4 实验设计与分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的降解性能 |
| 5.2.2 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的放热性能 |
| 5.2.3 Fe_3O_4@MSCe/H_2O_2体系的反应机理 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 铁基芬顿降解放热机理 |
| 6.1 铁基芬顿降解放热的宏观规律研究 |
| 6.1.1 铁基芬顿放热量的宏观影响因素及规律 |
| 6.1.2 铁基芬顿体系反应速率的宏观影响因素及规律 |
| 6.2 铁基芬顿降解放热的微观机理研究 |
| 6.2.1 OPD在铁基芬顿降解放热过程的作用机理 |
| 6.2.2 ·OH自由基反应路径对铁基芬顿降解放热性能的影响机理 |
| 6.3 本章小节 |
| 第7章 全文总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（9）煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 煤化工产业发展及其废水“零液排放”现状 |
| 1.1.1 以固定床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.2 以流化床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.3 以气流床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.4 煤焦化/半焦的产业发展与研究现状 |
| 1.2 煤化工废水“零液排放”的意义和难点 |
| 1.3 煤化工废水处理技术研究进展和工程实践 |
| 1.3.1 污水预处理 |
| 1.3.2 生化处理 |
| 1.3.3 深度处理 |
| 1.3.4 膜浓缩及蒸发结晶 |
| 1.4 拟解决的关键问题 |
| 1.5 本文的研究内容及目标 |
| 第二章 煤化工废水处理的生命周期评价 |
| 2.1 煤炭和水资源利用现状 |
| 2.2 典型煤化工废水处理现状 |
| 2.2.1 煤炭开采伴生水 |
| 2.2.2 煤炭洗选废水 |
| 2.2.3 煤气化废水 |
| 2.2.4 煤液化废水 |
| 2.2.5 煤焦化/半焦废水 |
| 2.3 环境影响和经济性能分析 |
| 2.3.1 直排生化出水对环境的影响 |
| 2.3.2 废水处理系统生命周期成本分析 |
| 2.4 煤化工工业政策意涵和建议 |
| 2.4.1 煤化工项目未来的发展趋势 |
| 2.4.2 政策意涵及建议 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 煤化工废水“零液排放”概念设计 |
| 3.1 流程建模与分析 |
| 3.1.1 碎煤加压气化制天然气流程 |
| 3.1.2 水煤浆气化制烯烃/乙二醇 |
| 3.2 碎煤加压气化耦合水煤浆气化制产品工艺 |
| 3.3 技术经济分析 |
| 3.3.1 碳元素氢化效率 |
| 3.3.2 碳元素转化效率 |
| 3.3.3 水耗分析 |
| 3.3.4 经济性能分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高浓含酚氨兰炭废水处理流程开发 |
| 4.1 现存流程处理兰炭废水的瓶颈 |
| 4.2 新流程开发研究方法 |
| 4.2.1 酸化除油除尘 |
| 4.2.2 萃取操作条件优化 |
| 4.2.3 公用工程调整 |
| 4.3 新流程性能分析 |
| 4.3.1 现存工业兰炭废水处理效果 |
| 4.3.2 酸化对油尘脱除影响 |
| 4.3.3 萃取条件分析 |
| 4.4 新流程关键单元可行性分析 |
| 4.4.1 酸水汽提塔 |
| 4.4.2 溶剂回收塔 |
| 4.5 流程初步设计及经济性能分析 |
| 4.5.1 过程集成及设计 |
| 4.5.2 经济性能分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 酚氨废水处理流程能量集成 |
| 5.1 酚氨回收工艺运行现状 |
| 5.2 能量集成潜力分析 |
| 5.2.1 工艺物流节能分析 |
| 5.2.2 精馏塔或汽提塔热力学分析 |
| 5.2.3 能量集成可行性分析 |
| 5.3 能量集成方案 |
| 5.3.1 关键技术节点分析 |
| 5.3.2 污水汽提塔优先方案 |
| 5.3.3 溶剂汽提塔优先方案 |
| 5.4 能量集成经济和环境性能分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（10）高级氧化技术的阳极强化及耦合生物法处理难降解有机废水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 难降解有机废水处理技术 |
| 1.2.1 高级氧化技术 |
| 1.2.2 微生物燃料电池技术 |
| 1.3 EAOPs工作原理 |
| 1.3.1 直接氧化过程 |
| 1.3.2 间接氧化过程 |
| 1.4 EAOPs实用化存在问题 |
| 1.5 EAOPs阳极材料 |
| 1.5.1 二氧化铅电极 |
| 1.5.2 硼掺杂金刚石薄膜电极 |
| 1.5.3 亚氧化钛电极 |
| 1.5.4 锑掺杂二氧化锡电极 |
| 1.6 Ti/SnO_2-Sb电极强化策略 |
| 1.6.1 制备过程优化 |
| 1.6.2 外源物质掺杂 |
| 1.6.3 引入中间层 |
| 1.7 高级氧化法与生物法耦合处理策略 |
| 1.7.1 策略概述 |
| 1.7.2 电能驱动高级氧化技术与生物法耦合研究现状 |
| 1.8 研究目的和内容 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 研究路线 |
| 2 实验装置及方法 |
| 2.1 主要仪器和药品 |
| 2.2 主要实验方法 |
| 2.2.1 电极制备方法 |
| 2.2.2 电化学性能表征 |
| 2.2.3 电极稳定性表征 |
| 2.2.4 电极降解性能表征 |
| 2.2.5 电极物理化学表征 |
| 2.2.6 电极生产活性物质表征 |
| 2.2.7 污染物表征 |
| 2.3 主要实验装置 |
| 2.3.1 电化学氧化反应装置 |
| 2.3.2 双层介质阻挡等离子体氧化装置 |
| 2.3.3 微生物燃料电池反应器 |
| 3 Ti/SnO_2-Sb电极失效机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 电极制备与表征 |
| 3.3 电极加速寿命分析 |
| 3.4 电极失效分析 |
| 3.4.1 电极电化学性能分析 |
| 3.4.2 电极物理性质分析 |
| 3.4.3 电极化学成分分析 |
| 3.5 电极失效机理讨论 |
| 3.6 小结 |
| 4 电沉积制备Ti/SnO_2-Sb电极的强化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 DES体系电沉积过程中强化 |
| 4.2.1 电极制备与表征 |
| 4.2.2 电极物理化学性质分析 |
| 4.2.3 电极电化学性能分析 |
| 4.2.4 亚甲基蓝降解测试分析 |
| 4.2.5 电极加速寿命分析 |
| 4.2.6 DES体系强化机理讨论 |
| 4.3 柠檬酸亚锡络合物后处理过程强化 |
| 4.3.1 电极制备与表征方法 |
| 4.3.2 电极MB降解性能 |
| 4.3.3 电化学活性面积分析 |
| 4.3.4 电极加速寿命 |
| 4.3.5 电极物理化学性质 |
| 4.3.6 柠檬酸亚锡络合物强化机理讨论 |
| 4.4 与同类型电极比较分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 溶剂热法制备三维Ti/SnO_2-Sb电极 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 溶剂热法制备三维泡沫钛基底Ti/SnO_2-Sb电极 |
| 5.2.1 电极制备与表征方法 |
| 5.2.2 Ti基底对制备电极影响 |
| 5.2.3 修饰量对制备电极影响 |
| 5.3 产臭氧型三维Ni掺杂Ti/SnO_2-Sb电极 |
| 5.3.1 电极制备与表征 |
| 5.3.2 电极物理化学性质 |
| 5.3.3 电极电化学性能 |
| 5.3.4 电催化生产活性物质表征 |
| 5.3.5 电极使用寿命 |
| 5.4 第一性原理计算分析Ni掺杂作用机理 |
| 5.4.1 计算方法与模型 |
| 5.4.2 自由能和态密度分析 |
| 5.4.3 内聚能和原子析出能分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 高级氧化-生物耦合水处理技术 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 EAOP深度处理染料废水生化处理出水 |
| 6.2.1 实验过程与表征 |
| 6.2.2 序批次运行 |
| 6.2.3 连续流运行 |
| 6.3 MFC前处理+EAOP后处理垃圾渗滤液 |
| 6.3.1 实验过程与表征 |
| 6.3.2 MFC运行垃圾渗滤液产电及降解性能 |
| 6.3.3 电化学高级氧化处理 |
| 6.3.4 降解过程电化学分析 |
| 6.4 等离子体氧化前处理+MFC后处理高浓度MB废水 |
| 6.4.1 实验过程与表征 |
| 6.4.2 等离子体高级氧化处理 |
| 6.4.3 微生物燃料电池处理 |
| 6.4.4 MB降解机理 |
| 6.4.5 降解能耗分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 全文总结及展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 本文的创新点 |
| 7.3 未来的工作展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
四、乙二醇装置污水中COD浓度的控制（论文参考文献）
- [1]复合粒子强化AFMBR处理生活污水效能及膜污染控制研究[D]. 彭方玥. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究[D]. 段燕青. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]Tetradesmus obliquus PF3对烟气的脱硝效能与机制[D]. 马珊珊. 哈尔滨工业大学, 2021
- [4]NCMBR工艺在工业园区污水处理厂升级改造的应用研究 ——以广西贺州及梧州两工业园区污水处理厂为例[D]. 蒙政成. 广西大学, 2021(12)
- [5]橡胶废水处理工艺评估及物质流分析和高效生物活性炭的制备与应用[D]. 张浩. 上海师范大学, 2021(07)
- [6]厌氧/好氧生物流化床联合处理高浓度难降解有机废水示范工程运行特性研究[D]. 王延林. 东华大学, 2021(01)
- [7]草鱼养殖废水正渗透膜浓缩工艺研究[D]. 杜江辉. 浙江大学, 2021(01)
- [8]铁基芬顿氧化降解污水特性及放热规律研究[D]. 闫云涛. 山东大学, 2020(04)
- [9]煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发[D]. 陈博坤. 华南理工大学, 2020
- [10]高级氧化技术的阳极强化及耦合生物法处理难降解有机废水[D]. 孙怡. 浙江大学, 2020