一、等级FA深度处理焦化废水的pH值和投灰量研究（论文文献综述）
陈业阳[1]（2021）在《碎煤加压气化废水纳滤分盐与脱硫废水预处理工艺研究》文中研究表明现代煤化工和燃煤电厂废水处理中会产生大量高盐废水,大部分企业采用传统浓缩结晶方式析出杂盐混合物,但是得到的杂盐作为危险废物处置成本极高,易造成二次污染,已成为限制相关行业发展的关键环保问题之一。本文针对高盐废水处理及杂盐资源化利用,以某煤制天然气企业碎煤加压气化废水和某燃煤电厂的脱硫废水为研究对象,根据其成分、组成特点,分别开展杂盐纳滤分离和废水除硬预处理等工艺研究,将杂盐提纯至可售卖工业盐标准,达到资源化利用的目的。本论文针对碎煤加压气化废水,通过对现有杂盐和蒸发器进出水水质进行分析,确定了高盐废水处理和杂盐资源化利用的工艺方案:选用臭氧氧化法对蒸发器进水进行高级氧化预处理降低TOC,然后通过纳滤的方式对Ca2+、Mg2+、S042-等二价离子进行截留分离,提高蒸发器进水中氯化钠的纯度。重点研究了不同工艺操作条件下对纳滤分盐结果的影响,并确定了最佳工艺参数,进一步开展了50kg/h的蒸发结晶实验,探究了蒸汽温度和二次蒸汽温度对结晶盐NaCl纯度的影响,提出了杂盐最佳的结晶纯化工艺。该工艺实现了杂盐高效分离提纯,且无废水排放,得到的结晶盐产品经行业权威检测机构评价,达到了工业一级盐的标准,实现了资源化利用。本论文针对燃煤电厂脱硫废水,根据实际生产中的不同后续处理工艺,确定了不同的除硬预处理工艺流程。在纳滤分盐蒸发结晶工艺中,由于要求尽量降低废水的硬度,因此本文通过调整石灰、碳酸钠和硫酸钠的投加方式、顺序和用量,确定了该电厂脱硫废水预处理最佳投药方式;通过调整搅拌时间和搅拌速率,研究了工艺条件对脱硫废水软化除硬的效果;并通过纳滤膜分盐对研究结果进行了验证。在石膏晶种法蒸发结晶工艺中,通过调节石灰和硫酸钙的用量比例,使工艺进水溶液中n（Ca2+）:n（SO42-）=1:1,确定了满足该燃煤电厂脱硫废水的最佳投药量,并在中试装置中进行了验证。本论文通过对现代煤化工碎煤加压气化废水的杂盐纳滤分离和燃煤电厂脱硫废水的除硬预处理等工艺进行研究,为工业高盐废水处理和杂盐资源化利用提供了新思路。
朱营莉[2]（2018）在《电解法原位制备H2O2及对苯酚模拟废水降解实验研究》文中研究指明对于难降解有机污水的处理,在反应装置中原位产生H2O2的电Fenton氧化技术,特别是阴极材料的研发是近年来的研究热点。本论文对比研究了不同电Fenton阴极材料的产H2O2性能,优选出炭黑-PTFE气体扩散电极,对其制备条件和工艺参数进行了优化,并将其应用于降解苯酚模拟废水,考察其降解效果。以铂电极为阳极,在0.05 mol/L的Na2SO4中性溶液中,对比研究了碳毡、活性碳纤维刷、泡沫铜、泡沫镍、炭黑五种不同的阴极材料在120min反应时间内的原位产H2O2性能,结果表明炭黑是更佳的阴极材料。炭黑-PTFE气体扩散电极的主要最佳制备参数为:炭黑与浓度为60%的PFTE乳液质量体积比3:4（g/mL）、不添加造孔剂、350℃氮气保护下煅烧1 h。对自制的炭黑-PTFE气体扩散电极原位制备H2O2的性能评价研究表明,电流密度、pH值、电解质浓度、极板间距、曝气量会影响炭黑-PTFE气体扩散电极产H2O2的性能。在电流密度6.67 mA/cm2,pH值为3,电解质浓度0.05 mol/L,极板间距2 cm,曝气量120 ml/L时,该电极产H2O2的性能最佳,120min的累积H2O2产量可达341.09 mg/L。以自制炭黑-PTFE气体扩散电极为阴极,铂电极为阳极,外部投加Fe2+,利用产生的·OH降解苯酚。在电解时间90 min,初始苯酚浓度50 mg/L,初始pH值为3,Fe2+浓度0.1 mmol/L,电流密度10 mA/cm2时,苯酚去除率达到89.16%。
林子雨[3]（2018）在《垃圾焚烧渗沥液反硝化高效产N2O及菌群优化研究》文中指出我国的城市生活垃圾在焚烧处理厂内会产生有机物浓度和氮含量极高的垃圾焚烧渗沥液,对其处理主要以生化处理为主。其中,厌氧产甲烷技术用于去除渗沥液中COD,缺氧好氧脱氮技术用于去除渗沥液中高浓度氨氮。在脱氮过程中,会有温室气体氧化亚氮（N2O）生成,通常需要对其进行限制。然而,N2O也是一种高效能源气体,如果能在脱氮过程中高效产生并收集,可进一步提升废水处理的能源回收利用。据此,本文针对垃圾渗沥液脱氮处理中利于N2O产生的反硝化段,采用基因工程技术将反硝化优势菌进行基因改造,构建出高效产N2O的反硝化功能菌,通过工程菌强化反硝化工艺实现垃圾焚烧渗沥液的有效处理和高效产N2O。本文首先采用缺氧反硝化反应器对某垃圾焚烧厂渗沥液的短程硝化废水进行处理,在进水NO2--N浓度为700 mg/L、亚硝态氮负荷为0.5 kgN/（m3·d）时,反应器运行稳定,NO2--N去除率在90%以上,但N2O的转化率最高仅为2.3%,大部分氮是以N2的形式产生。为实现N2O的高效产生,本文研究了反硝化过程中碳源种类（乙酸钠、甲醇、葡萄糖）和碳氮比（COD/N,1.5、2.5、3.5、5）对N2O产生的影响。实验结果表明,这两个参数对N2O的产生影响较大,以乙酸钠为碳源、COD/N为3.5的条件下,N2O转化率高达15%。微生物群落分析表明,一些有助于N2O产生的反硝化菌在此时得到富集。但仅通过参数调控仍难以实现N2O转化率达到较高水平。微生物群落分析发现,反硝化菌体内nosZ基因是影响Nos活性和N2O产量的主要因素之一。本文采用细胞接合与同源重组化学转化的基因敲除方法,构建了一株nosZ基因缺失型的Pseudomonas aeruginosa PAO1反硝化菌,其目的是阻碍N2O还原为N2,实现N2O产量提升。nosZ基因敲除菌的静态实验表明,N2O转化率可达85%,远高于未敲除菌的N2O转化率（0.6%）。而且反转录实时荧光定量PCR的测定表明,敲除了 nosZ的Pseudomonas aeruginosa菌在反硝化过程中/nosZ基因的转录完全被终止,其它反硝化功能基因（narG,nirS和norB）的转录量相比于未敲除菌株均得到了明显提升,尤其是负责产生N2O的一氧化氮还原酶基因（norB）,在敲除菌内的转录量高于未敲除菌株2倍以上,表明nosZ基因的敲除,不仅可以使N2O成为Pseudomonas aeruginosa菌的反硝化终产物,能够显着提升NO转化为N2O的基因norB的转录,加速了 N2O的产生。为使成功构建的高效产N2O工程菌在垃圾焚烧渗沥液反硝化系统中富集,本文以垃圾渗沥液短程硝化液为进水,采用MBBR缺氧反应器,通过纯菌挂膜提高nosZ基因敲除菌的丰度。当反应器运行稳定后,NO2--N转化率平均在95%以上,系统N2O转化率平均可达73%,每日所收集的生物产气组分有73～81%为N2O,能源回收量可达 1305 kJ/m3 废液。表明敲除了nosZ的 Pseudomonas aeruginsa菌在 MBBR 反硝化系统中有可能会实现垃圾焚烧渗沥液氨氮高效转化为N20。
应迪文[4]（2013）在《微电解方法的原理研究、性能拓展及在难降解废水处理中的应用》文中指出微电解方法在难降解废水领域已经得到了广泛的研究和应用,但仍需对微电解方法包含的基础性机理问题进行深入地探索,并针对特定领域难降解废水进行性能拓展。本论文围绕微电解方法的原理与性能拓展,分别设计了双极分离式电化学反应槽、群效应验证反应槽,对内电解过程中阴阳极的电化学行为、功率特性及对污染物降解性能进行了研究,发现了内电解反应器内部铁碳颗粒间普遍存在的漏电现象、双极还原现象、群效应现象,分别能提供微电解还原有机物高效的途径与较高的局部电位,是微电解降解有机物的重要现象,并广泛存在于微电解方法中,同时在曝气微电解过程中,也具有积极的意义。基于对上述机理的研究结果,对微电解方法进行了有效拓展,发展了多种组合微电解工艺,并用于特定难降解废水的处理。针对熟化垃圾渗滤液设计了序批式内电解反应器,采用先还原再氧化的方法,实现了渗滤液的达标处理;针对医药中间体废水设计了内电解-接触氧化工艺,并顺利运行;针对微电解的电子供给瓶颈,引入外加微压,进行曝气电解,设计了基于泡沫铜材料的气体扩散电极电解反应器,并对其降解效果、降解机理进行了初步研究。本论文主要的研究工作分为以下三部分:一、微电解还原原理与氧化原理的研究通过电化学CV曲线扫描、开路电位Voc测定,验证了模拟污染物2,4-二氯苯酚（2,4-dcp）在石墨阴极的氧化还原行为、铁-石墨等微电解模拟原电池电极组的实际开路电位voc,发现铁-石墨等材料组成的原电池电极组能提供有效电势差对2,4-dcp进行降解;通过测定功率特性曲线扫描,分析了铁-石墨等模拟原电池电极组的电压-电流曲线与功率输出特性,发现上述电极组ff值均较低,存在漏电现象;通过双槽电解池分别研究了模拟原电池阴阳两极（槽）对2,4-dcp的降解行为,发现两极（槽）能同步降解2,4-dcp,进一步对其降解速率进行比较并探讨其可能存在的降解机理,推断原因为二阶铁还原与漏电导致的双槽区同步还原;通过特殊设置的群效应验证反应槽,对柱状电极组群开路电位voc受外加电极组的影响进行了研究,发现外加电极组处于电场线方向时,能有效影响开路电位voc输出,存在明显的群效应现象,该现象可能导致内电解颗粒存在局部高电位,能降解高过电位难降解有机物。对内电解反应器实施曝气后,检测到了4×10-4m的过氧化氢,表明曝气后内电解反应床可通过强氧化的fenton反应降解污染物,存在内电解-fenton机理。二、序批式内电解处理熟化垃圾渗滤液的研究通过对熟化垃圾渗滤液的特性测定,发现熟化垃圾渗滤液异常稳定,常规氧化方法效果不佳。针对熟化垃圾渗滤液的特征,开展了微电解方法的拓展研究。融合还原性普通内电解与氧化性曝气内电解两种运行方法,组成组合处理工艺,采用先还原再氧化的处理思路,并结合plc（programmablelogiccontroller）自控系统,效仿活性污泥sbr（sequencingbatchreactor）方法设计了序批式内电解反应器,用于熟化垃圾渗滤液的处理。研究表明先还原再氧化的组合工艺,能突破常规还原或者氧化等单一处理工艺的瓶颈,有效提高cod、色度的去除率,并维持腐殖酸去除率在高水平;序批式反应器设计简洁、自动化程度高,出水cod去除率较高,能使熟化垃圾渗滤液达标排放。采用铁碳分段式组合内电解-接触氧化工艺对山东某医药中间体废水进行实际工程处理,设计了日处理量达80立方的试验工程,运行效果良好。三、泡沫铜气体扩散电极微压降解活性艳红的研究针对微电解的电子供给瓶颈,引入外加微电压,进行曝气电解。通过粉末烧结技术,合成高导电率低密度的多孔泡沫铜电极材料,用作气体扩散阴极。对活性艳红x-3b模拟染料废水进行2v微电压降解试验,并通过与普通铜阴极等材料的对比,发现泡沫铜材料的性能降解性能优于普通铜阴极;对反应中的过氧化氢检测表明,有较高浓度的过氧化氢产生;分别通过补充二价铁离子与三价铁离子,形成fenton反应,反应产物经uv-vis扫描、lc-ms等检测,结果表明染料结构中对应的苯环、萘环和三嗪结构被破坏,反应产生·oh,强化了处理效果。论文认为在对微电解机理研究中发现的双极（槽）还原机理与群效应现象广泛地存在在微电解工艺中,是微电解方法降解有机物的重要原理之一。特别是电势的群效应现象,该现象可导致铁-碳微电解反应器内存在局部高电势,这是对之前以单电极组为研究对象得出微电解反应器内的电势分布是均匀理论的有益补充。由此可以得出原先提出的微电解反应器不能降解高过电位难降解化合物是不完整的,群效应产生的局部高电势可以降解高过电位难降解化合物,是从全新的角度对微电解反应器内部电势分布进行的新的诠释。针对熟化垃圾渗滤液设计的序批式内电解反应器与制药废水设计的内电解-接触氧化工艺成功地引入了组合内电解方法,拓展了传统内电解方法的应用。引入的新型泡沫铜多孔阴极扩散电极,具有良好的微压气体扩散电解性能,有效地突破了内电解中电子供给不足的问题。论文的研究初步表明泡沫铜材料在废水微电压低能耗电解处理领域具有一定的应用前景。
门娟[5]（2012）在《高效降解菌对典型苯系物的降解特性研究》文中提出随着苯系物在石油化工企业、能源交通及室内装修等行业的广泛污染日益严重问题，苯系物废水、废气污染治理也是人们所关注的热点问题。具体研究内容如下：1.本论文从工业废水的污水处理厂的厌氧池和好氧池中采取活性污泥及生物填料，以苯乙烯琼脂块为唯一碳源分离、获得苯系物高效降解菌种命名为MJ001。所筛选的菌株个体形态为稍弯、两端钝圆的杆菌，大小0.5～0.7μm×1.5～2.5μm，有鞭毛，能运动。革兰氏染色阴性，着色不明显，兼性需氧，最适生长温度25℃35℃，最适pH范围6.0～7.5，三糖铁实验K/K，氧化酶反应阳性。对驯化、分离的微生物菌16S rDNA序列测定及BIOLOG鉴定结果表明，该菌株为Pseudomonas aeruginosa（铜绿假单胞菌）。2.考察了微生物菌MJ001在苯乙烯、甲苯水溶液中的生长和降解特性。结果表明，MJ001在30℃、pH值为6.5时达到最大生物量，同时苯乙烯及甲苯在30℃、pH值为6.5时具有最大降解效率。进一步考察了MJ001在苯乙烯浓度1mg/L～7 mg/L时均能在24 h内生长良好，在4 mg/L时，稳定期菌体浓度最大。MJ001在甲苯浓度5 mg/L以下时24小时内均能达到稳定期，然而在甲苯浓度5mg/L以上时MJ001生物量24小时内均未达到稳定期。苯乙烯及甲苯在所有测试浓度下24小时的降解效率均达到92%以上。从降解反应的动力学分析来看，MJ001作用于苯乙烯、甲苯的降解反应遵循一级反应动力学。3.试验发现添加优势菌MJ001后对实际废水的五日生化需氧量产生了极大影响，废水的BOD5/COD值增加了一倍以上，用普通微生物膜和单一MJ001微生物膜测定废水中的BOD，MJ001微生物膜的测定值升高了将近一倍。4.生物过滤塔对含甲苯废气净化效率主要受气体流量、进口甲苯浓度、湿度等因素影响。当气体流量分别为0.1 m3 h-1、0.2 m3 h-1、0.3 m3 h-1、0.4 m3 h-1（相对应的空塔停留时间分别为85 s、68 s、51 s和34 s）时，生物过滤塔对甲苯的降解率达到90％以上。甲苯进口浓度为100 -300 mg m-3时，降解效率均达到90%以上。当气体湿度保持在20%以上时，甲苯降解率较高。本试验采用测定生物量和进、出口CO2浓度的方法验证微生物对甲苯碳源的同化作用。利用三维荧光光谱技术，初步判断甲苯降解的产物中含有机酸。
高尚[6]（2011）在《组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水过程中生态结构和功能解析》文中研究说明白腐真菌因其极强的降解能力和特殊的代谢类型,其在难降解有机污染物的降解上发挥着十分重要的作用。但白腐真菌工艺由于各种因素的影响,其对实际染料废水的综合处理能力难以进一步提升,并影响到其实际应用价值和效益。本论文主要依托于国家科技部863计划项目《污水的高效微生物处理技术》（2006AA06Z331）,利用白腐真菌对难降解有机废水——实际染料废水进行处理技术研究,同时后期在上海染化八厂开展现场中试实验研究,论文的重点研究内容有以下几个方面：①四种白腐真菌菌株产酶（MnP和LiP）优化筛选研究；②P.C. （MnP和LiP）的固定化载体研究；③组合式白腐真菌反应器的构建及运行参数的确定；④组合式白腐真菌反应器用于实际染料废水的小试及中试研究。本论文的目标是通过白腐真菌菌株优化、固定化载体筛选、组合式白腐真菌反应器构建及小试和中试研究,为组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水的特性、效能及存在问题提供一定的科学依据。主要得出如下结论：（1）四种白腐真菌菌株产MnP和LiP优化筛选研究四种白腐真菌紫芝G. sinense、云芝C. versicolor、韩芝G. lucidum HG及黄孢原毛平革菌P.C.产MnP及LiP酶活差异明显,其中以P.C.的两种酶活为最高,其MnP和LiP酶活分别于第5天和第6天达到最大值225.67 U/L和110.35 U/L而P.C.在氮限制培养时要明显高于碳限制培养条件下,通过统计分析软件spss18.0分析得知,P.C.在氮、碳限制培养条件下MnP和LiP的酶活均呈显着性差异,其p值均低于0.05。对应P.C.的起始pH介于4.0～4.5之间时,P.C.产MnP及LiP的酶活相对较高,而当起始pH为4.5时两种酶活为最高；当装液量在500 mL/L时对应的MnP（高于240 U/L）和LiP（高于110 U/L）酶活均达到最高值；而孢子的接种量则以1.3×106个/mL时获得的MnP及LiP均分别达到180 U/L及130 U/L的最高水平；摇床转速介于120 r/min和140 r/min之间,其所获得的MnP及LiP酶活均较高。因此,对于四种白腐真菌而言,以P.C.所产MnP及LiP酶活为最高。（2）P.C.经六种不同的固定化载体固定化后的产酶情况P.C.经植物废料甘蔗渣和玉米芯固定化后其MnP和LiP酶活较其它四种载体固定化所获得的酶活高,通过spss18.0进行分析得知,甘蔗渣和玉米芯所产MnP与LiP酶活与其他四种载体具有极其显着的差异,其对应的p=0.000<0.01。虽经甘蔗渣固定后的MnP酶活要略低于玉米芯组,但甘蔗渣的LiP酶活均值要高于玉米芯组,综合考虑后采用甘蔗渣做为后续小试及中试的固定化载体。固定化载体甘蔗渣的投加量在6g/L时其所获得的MnP为最高,达157.1 U/L,同时其对应的对100 mg/L活性艳红X3-B脱色效果也最佳,至实验结束时可达99.6%,利用spss分析得知,不同的甘蔗渣的投加量对脱色率具有极其显着的相关性,其相关系数r=0.373,p值为0.00<0.01。而且该投加量下甘蔗渣能有效抑制其他杂菌的生长,同时利用SEM观察得知甘蔗渣能较好的作为P.C.生长、附着的载体。（3）利用正交优化实验确定了组合式白腐真菌反应器的多项重要参数,并成功运行了该反应器利用正交优化实验的直观分析、极差分析及方差分析对前两级白腐真菌反应器的三项重要参数T、DO及pH进行确定,从方差分析得知T、DO和pH三因素的FA=190.37,FB=41.82,Fc=0.8530,也就是对实际染料废水脱色效果的影响依次为T>DO>pH,试验表明T为30℃、DO为5mg/L和pH为5时所获得的脱色率为最高。构建的组合式白腐真菌反应器的主体反应器P.C.—组合填料反应器在处理实际染料废水时,其色度和CODCr在0～24 h内降低较为迅速,二者的去除率分别可达53.41%和29.50%,据此确定组合式系统的HRT为24h。组合式白腐真菌反应器的染料废水与培养基的配比为4∶1时,系统对CODCr及BOD5的去除效果为最佳,其对NH3-N的去除平均可达到国家一级排放标准即<15mg/L,对实际染料废水的色度也达到了国家排放标准的50以下,经检测,出水的生物毒性仅相当于平均浓度为0.058mg/L HgCl2的毒性,为低毒水平。对应的真菌微生物群落的多样性指数基本稳定在5.60左右,反应器内P.C.始终为优势菌种,其中白腐真菌—组合填料反应器在运行期间其微生物群落结构基本稳定。对染料废水稀释并不能有效提高系统的CODCr、BOD5去除率以及对实际染料废水生物毒性的削减。对系统内微生物群落结构进行解析发现当该系统采用稀释染料废水时,反应柱内微生物群落多样性指数波动不大,基本稳定在5.48左右。但低温下系统对CODCr、BOD5、生物毒性及脱色率的去除效果较常温下要低,反应器内微生物群落多样性指数也较常温下低,其平均值为5.20,而随着系统的运行,在低温工况后期其多样性指数呈上升趋势,说明系统运行后期有其他菌的侵染,它们并不是优势种,同DGGE图谱分析结果相一致。DGGE测序结果显示,三种工况下Neosartorya fischeri、Sordaria macrospora、Penicillium chrysogenum及P.C.四种菌均存在,而其他几种菌均较少,不属于优势种。（4）组合式白腐真菌反应器用于实际染料废水的中试研究现场中试研究得知,表明该组合系统对NH3-N、CODCr及BOD5均有良好的去除效果,该组合系统对可生化性差的实际染料废水仍然具有一定的生化降解能力。同时该组合系统对实际染料废水的生物毒性物质也有良好的去除效果,出水毒性检测表明其对应的HgCl2平均浓度已降至0.08 mg/L,属于低毒水平。本论文通过对白腐真菌菌株的优化、黄孢原毛平革菌产酶固定化载体的筛选、组合式白腐真菌反应器工艺技术参数选择及应用该反应器进行的小试及中试等方面的研究结果,为该组合式白腐真菌反应器处理染料废水并保障其稳定、高效运行提供了可靠的依据,具有一定的理论意义和应用价值。
张小明[7]（2010）在《改性矿化垃圾处理含酚废水的工艺研究》文中研究表明本文对矿化垃圾改性及改性后矿化垃圾对苯酚的吸附和解吸进行了充分研究,并将改性矿化垃圾吸附柱与矿化垃圾生物反应床联合运行,以获得一种处理中高浓度含酚废水（500～1000mg/L）的新工艺。研究结果表明:1)在矿化垃圾改性方法方面,矿化垃圾CTMAB改性对苯酚的吸附效果明显优于热改性、H2SO4改性和AlCl3改性;采用单因素法得出CTMAB-矿化垃圾的最佳制备条件为:CTMAB浓度0.5%,改性时间120min,pH=9,温度60℃。改性矿化垃圾的吸附量是同等吸附条件下矿化垃圾吸附量的2.78倍。2)苯酚静态吸附和解吸实验方面,改性矿化垃圾吸附15min即达到平衡,吸附性能随着pH值升高而降低;改性矿化垃圾投加量增加,吸附量下降,去除率上升;温度对改性矿化垃圾吸附效果影响不大;Langmuir方程和Freundlich方程对改性矿化垃圾的苯酚吸附拟合度较好,而Temkin方程拟合度较差;改性矿化垃圾TII值为0.19,比未改性矿化垃圾解吸可逆性强。3)动态吸附和解吸实验方面,进水浓度越大,穿透时间越早;柱子越高,穿透时间越长;顺流解吸过程中解吸出来的苯酚浓度随着时间而逐渐升高,在达到峰值后逐渐降低,逆流解吸的解吸时间比顺流短,且其解吸的峰值浓度低于顺流解吸峰值浓度,有利于缓解后续生物处理设施负荷,同时还有助于矿化垃圾柱的疏通,防止堵塞;Elovich方程,抛物线方程,双常数方程均能较好拟合苯酚动态吸附和解吸。4)在矿化垃圾生物反应床处理含酚废水方面,矿化垃圾生物反应床微生物培养和驯化较快,经过30天驯化培养就表现出良好的苯酚降解性能,运行期间,运行状况较为稳定;同一浓度下,随着苯酚进水速率增大,去除率下降;同一配水速率下,浓度增大会对矿化垃圾生物反应床产生抑制作用,并使得出水超标,系统运行不稳定,存在最高容许浓度。5)通过机理分析,由于解吸清水用量大,而且解吸率不高,因此联合工艺难以对吸附饱和矿化垃圾进行再生,也就丧失了研究的必要性。
曹明[8]（2009）在《基于人工神经网络的SBBR短程硝化反应仿真研究》文中认为当前,我国水环境的氮污染日益加剧,危害不断显现,因此受到了人们越来越多的关注,对水体实施有效的脱氮处理已是刻不容缓。本论文简介了国内外生物脱氮技术的研究过程和研究成果以及该技术的最新研究进展,指出了我国发展新型生物脱氮技术的重要性,新型生物处理技术的引入能很大程度的改进目前废水脱氮处理的水平。最近以短程硝化为代表的一些新型的氨氮去除技术得到了长足的发展,这些技术的出现为高氨氮废水的处理提供了经济可行的选择。实验利用人工神经网络对4组SBBR反应器内短程硝化过程进行仿真模拟,采用误差反向传播算法,并结合自适应学习率,在MATLAB语言环境下建立了进水NH4+-N﹑DO﹑温度以及外加碳源与出水NH4+-N和出水NO2--N之间的非线性映射函数关系,确立了相关的动态模型。结合最优化网络模型运行参数:隐节点数为7,动量常数为0.7,初始学习率为0.25,最佳训练次数为4000次,对样本进行仿真学习,仿真输出值与实际值的拟合程度相当高,最大误差仅仅只有13.90%,最小误差0.99%。在整个样本测试中,对出水氨氮的仿真值绝对平均误差率只有6.42%,对出水亚硝酸盐的仿真值绝对平均误差率为6.57%,精度相当高。通过权重分析,探究了各输入因素与输出结果之间的价值贡献关系,进水NH4+-N和温度对短程硝化过程表现出较大的影响.人工神经网络模型能够很好地映射出控制短程硝化过程的各个因素之间的非线性函数关系,可以应用于污水短程硝化生物处理过程的动态监控。
赵月龙[9]（2010）在《四段式生物反应器复合工艺深度处理焦化废水研究》文中研究表明焦化废水是煤化工炼焦制气产业的副产物,属高浓度、难生物降解的有机工业废水,对我国的水环境造成了严重的污染。焦化废水中有机物浓度高,难降解物种类多,色度高,导致处理难度大,运行费用高。因而,焦化废水的稳定、全面达标以及降低运行费用已成为当今废水处理界公认的难题。本论文面对我国国民经济的重大需求和环境保护的重大问题,针对焦化废水处理现状,从研究固定化优势复合菌入手,探索了适合现状焦化废水处理厂（站）原位增强的技术。通过单元生物技术优化研究,开发了四段式生物反应器复合工艺,使焦化废水COD和NH4+-N全面达标,并通过对工艺核心反应器的动力学研究为工艺的实际应用提供指导;利用炼焦过程的中间产物,研究了焦化废水深度处理脱色工艺,确定了高效廉价的焦化废水深度处理新型改性脱色吸附剂,为焦化废水的再生回用提供了技术支持。利用从焦化厂曝气池和缺氧池污泥中分离、筛选得到的高效优势复合菌,通过新型生物载体的固定,投加至厌氧水解-好氧两段SBR反应器中进行生物强化,对其处理焦化废水进行研究。结果显示,高效复合菌对降解焦化废水中的难降解有机物有明显优势,反应器对COD的去除率达到80.38%,对NH4+-N的去除率达到68.37%,较投加高效复合菌前分别提高20%和38%以上。固定化优势复合菌对A-O处理工艺的生物强化,可为现状焦化废水处理厂（站）进行原位增强提供关键技术。在对几种典型焦化废水处理工艺环境影响因子的研究中发现,单一复合反应器中生物相丰富,有较强的抵抗冲击负荷的能力,反应器中的污泥浓度高达16600mg/L,反应器对焦化废水中COD和NH4+-N的降解效率较传统活性污泥曝气池分别提高30%和55%以上;水解酸化反应器可将焦化废水的B/C比由0.270.30提高到0.320.40,平均提高26.3%,改善了后续好氧处理反应器对基质的降解效率;厌氧水解和好氧活性污泥反应器的复合,使得好氧反应器对COD的去除率从常规活性污泥法的58%提高至70%,提高了12%,且厌氧反应器的兼氧环境,使得复合工艺较单一复合反应器工艺反硝化率提高16.5%;厌氧水解、好氧活性污泥反应器和复合生物反应器的复合,对焦化废水中的有机物经过水解酸化和两级好氧处理,使得废水中的难降解有机物被多种类群的微生物高效降解,尤其好氧活性污泥反应器与复合生物反应器的复合,使得工艺系统对COD的去除率高达90%以上,NH4+-N硝化率达85%以上,可使处理焦化废水中COD和NH4+-N浓度分别低于100mg/L和15mg/L。研究确定了厌氧水解-缺氧-好氧活性污泥反应器-复合生物反应器的复合工艺是针对难降解焦化废水基质条件的四段式最佳复合工艺。复合工艺对焦化废水中的高浓度难降解有机物通过厌氧水解及两级好氧去除,对废水中的NH4+-N污染物通过好氧硝化和缺氧反硝化脱除,使得出水全面达标。复合工艺的各段水力停留时间比为1:1.2:1.9:0.8;由于复合生物反应器中的高污泥量、高降解特性,溶解氧浓度是活性污泥反应器的3倍以上;工艺系统两级好氧单元进水COD污泥负荷及NH4+-N污泥负荷分别是传统单一好氧活性污泥反应器的1.2倍和1.4倍以上。在最佳影响因子控制下,复合工艺系统除对焦化废水中COD和NH4+-N的去除率分别达到90%和85%外,反硝化率达到75%以上。对水解酸化提高焦化废水可生化性进行动力学研究发现,经水解酸化处理后,活性污泥系统的动力学半速率常数Ks从常规活性污泥法的101.998下降至71.899,最大比基质降解速率K从0.00224上升至0.00304,较大程度地改善了焦化废水的生物抑制作用和可生化性;对好氧SBR反应器处理焦化废水的反应过程进行动力学研究后得出,底物降解过程动力学减速增殖速度常数km值为1.0×10-5;对生物强化好氧SBR反应器处理焦化废水进行动力学研究,得出二级生化反应去除焦化废水中COD的动力学方程,其速率常数为0.0298。研究了焦化废水的深度处理脱色,对活性炭、粉煤灰、焦炭与新型改性半焦对焦化废水吸附脱色的研究发现,新型改性半焦对焦化废水深度处理的脱色率高达92.3%,是活性炭的1.06倍,粉煤灰的1.94倍,焦炭的1.14倍。从吸附剂原料的易得性、制备成本和吸附处理的运行费用综合比较,半焦吸附效果与活性炭相似,而其运行费用只有活性炭的60%。半焦是一种具有广阔工程应用前景的新型焦化废水脱色吸附剂,吸附饱和后可继续再生利用,深度处理后的焦化废水可工业回用。对试验研究确定的焦化废水四段式最佳复合工艺在工程实际中的应用进行计算和分析,在满足国家一级排放标准的前提下,该复合工艺处理单位水量的建设费用约为4200元/m3,含深度处理脱色的运行费用约为4.15元/m3,实现了技术先进,经济合理的工程目标。
黄进刚[10]（2009）在《不同填埋龄垃圾渗滤液膜滤浓缩液处理方法的试验研究》文中研究表明目前,垃圾渗滤液最有效的处理方法为生化法+膜处理,但是膜处理工艺产生的浓缩液水量较大,属高浓度、难生物降解的有机废水,处理难度大,限制了生化法+膜处理联合工艺在垃圾渗滤液处理中的应用与发展。目前膜滤浓缩液的主要处理方法为回灌和蒸发。回灌法会使污染物循环积累,降低膜处理系统的寿命,并有可能使填埋场提前进入“老龄化”;蒸发法由于能耗高、设备昂贵,暂时难以推广。因此,研究浓缩液经济、有效的处理方法迫在眉睫。垃圾渗滤液膜滤浓缩液的水质随填埋年龄的变化存在较大差异,中晚期水样中有机物浓度远远高于早期水样中的有机物浓度,因此不同填埋龄渗滤液膜滤浓缩液的处理工艺也有所不同。对于中晚期水样,试验采用混凝—H2O2强化微电解联合工艺进行处理,考察了单一混凝、单一微电解和联合工艺对水样去除效果的影响。试验结果表明,采用单一混凝和单一微电解工艺时,水样均不能得到有效处理;混凝—H2O2强化微电解联合工艺处理效果显着,是中晚期垃圾渗滤液膜滤浓缩液的有效处理方法。联合工艺最佳条件为:水样pH值4,混凝阶段PAC投加量（以Al2O3计）为525mg/L;微电解阶段铁炭质量比为3,曝气量200L空气/（L水样·h）,反应时间3h,在反应进行至0.5h时,投加30%H2O20.2ml/L。水样经联合工艺处理后,出水水质指标如下:色度720倍、UV254为11.2cm-1、COD 1350mg/L、TOC 482.5mg/L,去除率分别达到90.8%,81.1%、79.2%和79.6%,BOD5/COD值从0.03提高到0.31,可生化性大大提高,返回至生化系统后利于后续生物处理。对于早期水样,试验采用单一混凝法进行处理,结果表明,最佳混凝条件为:保持原水样pH值（8.3）不变,混凝剂投加量（以Al2O3计）为360mg/L,慢速搅拌（60r/min）时间为8min。最佳条件下出水COD为88mg/L,达到GB16889-2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》中的排放要求,可直接排放。中晚期渗滤液膜滤浓缩液的混凝机理主要为:在弱酸性条件下铝盐与腐殖酸的官能团发生络合反应;早期渗滤液膜滤浓缩液的混凝机理主要为:在偏碱性条件下,通过铝盐氢氧化物的范德华力捕捉、吸附水中的有机物。在微电解体系中投加H2O2能促进铁的溶出,强化微电解反应,降低污泥沉降比;紫外光谱分析表明,水样经单一微电解和联合工艺处理后,特征吸收峰均发生蓝移,不饱和基团和发色基团被破坏,共轭程度降低,可生化性提高。混凝—H2O2强化微电解联合工艺和单一混凝工艺分别对中晚期和早期垃圾渗滤液膜滤浓缩液的处理取得了较为理想的效果,具有一定的理论和现实意义,能为我国垃圾渗滤液膜滤浓缩液的处理难题起到抛砖引玉的作用。
二、等级FA深度处理焦化废水的pH值和投灰量研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、等级FA深度处理焦化废水的pH值和投灰量研究（论文提纲范文）
（1）碎煤加压气化废水纳滤分盐与脱硫废水预处理工艺研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 现代煤化工基本状况介绍 |
| 1.2.1 现代煤化工废水来源及特征介绍 |
| 1.2.2 现代煤化工碎煤加压气化废水来源 |
| 1.2.3 现代煤化工碎煤加压气化废水处理工艺 |
| 1.3 燃煤电厂脱硫废水基本状况介绍 |
| 1.4 我国现代煤化工及燃煤电厂行业高盐废水处置现状 |
| 1.4.1 蒸发塘现状 |
| 1.4.2 蒸发结晶现状 |
| 1.4.3 我国目前高盐废水处置现状分析 |
| 1.5 膜分离技术现状介绍 |
| 1.6 研究目的及意义 |
| 1.7 主要研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验药品 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 离子浓度的测定 |
| 2.4.2 TOC的测定 |
| 2.4.3 COD的测定 |
| 2.4.4 TDS的测定 |
| 2.4.5 pH的测定 |
| 第三章 碎煤加压气化废水分盐工艺研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 杂盐及蒸发器进出水分析 |
| 3.2.1 杂盐中无机物组成成分分析 |
| 3.2.2 杂盐中有机物组成成分分析 |
| 3.2.3 某企业蒸发器进出水水质的分析 |
| 3.3 臭氧氧化法对溶液中TOC去除率的研究 |
| 3.3.1 反应时间和臭氧投加量对臭氧氧化法TOC去除率的影响 |
| 3.3.2 反应温度对臭氧氧化法TOC去除率的影响 |
| 3.3.3 进水pH值对臭氧氧化法TOC去除率的影响 |
| 3.3.4 活性炭对臭氧氧化法TOC去除率的影响 |
| 3.4 纳滤分盐工艺参数的研究 |
| 3.4.1 操作压力对纳滤法分盐结果的影响 |
| 3.4.2 进水pH值对纳滤法分盐结果的影响 |
| 3.4.3 进水温度对纳滤法分盐结果的影响 |
| 3.5 氯化钠蒸发结晶研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 脱硫废水除硬预处理工艺研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 脱硫废水完全除硬预处理研究 |
| 4.2.1 不同石灰投加量对镁离子去除率的影响 |
| 4.2.2 不同碳酸钠和硫酸钠投加量对钙离子去除率的影响 |
| 4.2.3 搅拌时间对钙镁离子去除率的影响 |
| 4.2.4 搅拌速率对钙镁离子去除率的影响 |
| 4.2.5 脱硫废水除硬后分盐处理研究 |
| 4.3 石膏晶种法蒸发结晶预处理工艺及中试研究 |
| 4.3.1 预处理加药量研究 |
| 4.3.2 预处理放大研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 第六章 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（2）电解法原位制备H2O2及对苯酚模拟废水降解实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高级氧化处理难生物降解污染物的应用研究进展 |
| 1.2.1 Fenton及类Fenton氧化法 |
| 1.2.2 光催化氧化法 |
| 1.2.3 臭氧类氧化法 |
| 1.2.4 超声氧化法 |
| 1.2.5 催化湿式氧化法 |
| 1.2.6 超临界水氧化法 |
| 1.3 电Fenton水处理技术研究进展 |
| 1.3.1 电Fenton技术的基本原理 |
| 1.3.2 电Fenton技术的分类 |
| 1.3.3 电Fenton技术的影响因素 |
| 1.3.4 电Fenton体系中的阴极材料研究进展 |
| 1.3.5 电Fenton技术在难降解废水处理中的研究进展 |
| 1.3.6 电Fenton技术与其他技术的联合应用研究进展 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 第2章 电Fenton阴极材料筛选与制备工艺优化 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法与装置 |
| 2.2.3 分析表征方法 |
| 2.3 结果讨论 |
| 2.3.1 电Fenton阴极材料比选 |
| 2.3.2 炭黑-PTFE气体扩散电极制备工艺优化 |
| 2.3.3 稳定性测试 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 炭黑-PTFE气体扩散电极原位制备H_2O_2 性能研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器与试剂 |
| 3.2.2 试验方法与流程 |
| 3.2.3 评价表征方法 |
| 3.3 结果分析讨论 |
| 3.3.1 电流密度对H_2O_2 浓度的影响 |
| 3.3.2 pH值对H_2O_2 浓度的影响 |
| 3.3.3 电解质浓度对H_2O_2 浓度的影响 |
| 3.3.4 极板间距对H_2O_2 浓度的影响 |
| 3.3.5 曝气量对H_2O_2 浓度的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 阴极电Fenton处理苯酚模拟废水实验研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器及试剂 |
| 4.2.2 实验方法及流程 |
| 4.2.3 评价指标 |
| 4.3 结果分析讨论 |
| 4.3.1 正交实验结果 |
| 4.3.2 单因素实验结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 各部分实验数据 |
| 致谢 |
（3）垃圾焚烧渗沥液反硝化高效产N2O及菌群优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 课题来源及背景研究 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 垃圾焚烧渗沥液脱氮处理研究进展 |
| 1.2.1 垃圾焚烧渗沥液的产生及水质特点 |
| 1.2.2 垃圾焚烧渗沥液脱氮工艺现状 |
| 1.3 污水脱氮处理过程中N_2O释放研究 |
| 1.3.1 N_2O释放来源及途径 |
| 1.3.2 N_2O的产生机理 |
| 1.3.3 不同水处理工艺中N_2O产生与排放的研究进展 |
| 1.3.4 废水生物脱氮过程中影响N_2O产生的因素 |
| 1.4 氧化亚氮还原酶及分子生物学研究 |
| 1.4.1 氧化亚氮还原酶对于N_2O产生的意义 |
| 1.4.2 与N_2O产生相关的分子生物研究 |
| 1.5 微生物强化污水脱氮处理系统的研究 |
| 1.5.1 生物强化技术 |
| 1.5.2 微生物强化研究进展 |
| 1.5.3 微生物强化技术的应用 |
| 1.5.4 生物膜强化污水脱氮系统 |
| 1.6 课题研究的目的与内容 |
| 1.6.1 课题研究的目的 |
| 1.6.2 课题研究内容与技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 材料与装置 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 实验用接种污泥 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 实验所用的仪器和药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验所用药品 |
| 2.2.3 实验用培养基配方 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 反硝化生物脱氮系统处理垃圾焚烧渗沥液产N_2O实验 |
| 2.3.2 反硝化菌nosZ基因敲除与产N_2O性能实验 |
| 2.3.3 反硝化nosZ基因敲除菌强化垃圾焚烧渗沥液反硝化生物脱氮系统产N_2O实验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 主要常规分析项目和测试方法 |
| 2.4.2 N_2O采集及测试方法 |
| 2.4.3 16S rDNA的PCR扩增 |
| 2.4.4 附着生物量检测 |
| 3 反硝化处理垃圾焚烧渗沥液生物脱氮系统产N_2O研究 |
| 3.1 反硝化处理垃圾焚烧渗沥液生物脱氮系统启动与运行 |
| 3.1.1 反硝化系统的启动 |
| 3.1.2 缺氧反硝化单元的运行 |
| 3.2 碳源和COD/N对垃圾焚烧渗沥液生物反硝化脱氮产N_2O影响 |
| 3.2.1 碳源种类对反硝化N_2O产生的影响 |
| 3.2.2 不同COD/N对反硝化产生N_2O的影响 |
| 3.2.3 不同COD/N对连续流反应器产N_2O的影响 |
| 3.3 反硝化生物脱氮系统的微生物群落结构分析 |
| 3.3.1 反硝化活性污泥种群的多样性及丰富度分析 |
| 3.3.2 反硝化污泥样品种群结构及功能分析 |
| 3.4 传统反硝化生物脱氮系统产N_2O问题解析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 反硝化菌PAO1 nosZ基因的敲除及其产N_2O性能 |
| 4.1 PAO1菌的富集与脱氮性能研究 |
| 4.1.1 PAO1菌的优选富集 |
| 4.1.2 菌的形态特征及16S rDNA鉴定 |
| 4.1.3 以亚硝氮为唯一氮源的反硝化特性 |
| 4.1.4 碳源对PAO1菌反硝化的影响 |
| 4.1.5 碳氮比对PAO1菌反硝化的影响 |
| 4.1.6 pH对PAO1菌反硝化的影响 |
| 4.2 PAO1菌nosZ基因的敲除 |
| 4.2.1 PAO1菌的培养与基因组的制备 |
| 4.2.2 PAO1菌细胞接合与质粒的化学转化 |
| 4.3 PAO1 (ΔnosZ)敲除菌的反硝化功能基因分析 |
| 4.3.1 PAO1菌敲除前后总mRNA提取 |
| 4.3.2 各功能基因荧光定量PCR检测体系的建立 |
| 4.3.3 nosZ敲除前后各功能基因表达量的差别 |
| 4.4 PAO1(ΔnosZ)敲除菌脱氮及产N_2O性能研究 |
| 4.4.1 碳源对PAO1 (AnosZ)敲除菌反硝化及产N_2O性能的影响 |
| 4.4.2 PAO1(ΔnosZ)敲除菌反硝化功能基因的表达量 |
| 4.5 PAO1(ΔnosZ)敲除菌的固定化 |
| 4.5.1 固定化PAO1 (ΔnosZ)敲除菌的制备 |
| 4.5.2 固定化PAO1(ΔnosZ)敲除菌的反硝化能力及N_2O产量的分析 |
| 4.5.3 固定化PAO1(ΔnosZ)敲除菌的质量评价 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 nosZ基因敲除菌强化垃圾焚烧渗沥液反硝化脱氮产N_2O效能研究 |
| 5.1 PAO1 (ΔnosZ)敲除菌强化MBBR处理垃圾焚烧渗沥液产N_2O研究 |
| 5.1.1 缺氧MBBR的启动 |
| 5.1.2 缺氧MBBR的运行及N_2O产量分析 |
| 5.1.3 PAO1(ΔnosZ)敲除菌强化MBBR处理垃圾渗沥液实际废水 |
| 5.1.4 敲除菌强化MBBR处理垃圾渗沥液生物群落分析 |
| 5.2 PAO1(ΔnosZ)敲除菌强化MBBR处理垃圾焚烧渗沥液产能研究 |
| 5.3 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 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
（4）微电解方法的原理研究、性能拓展及在难降解废水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩写及符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微电解-重要的废水处理技术 |
| 1.2 微电解机理 |
| 1.2.1 零价铁的还原作用 |
| 1.2.2 氢的还原作用 |
| 1.2.3 电场作用 |
| 1.2.4 铁离子的混凝作用 |
| 1.2.5 吸附作用 |
| 1.3 微电解的影响因素 |
| 1.3.1 pH值 |
| 1.3.2 HRT |
| 1.3.3 铁碳比与填充比 |
| 1.3.4 其它影响因素 |
| 1.4 常见难降解废水的微电解处理工艺 |
| 1.4.1 印染废水 |
| 1.4.2 医药废水 |
| 1.4.3 农药废水 |
| 1.4.4 电镀废水 |
| 1.4.5 焦化废水 |
| 1.4.6 垃圾渗滤液 |
| 1.5 微电解方法的发展 |
| 1.5.1 双金属内电解 |
| 1.5.1.1 铁-钯 |
| 1.5.1.2 铁-铜 |
| 1.5.1.3 铁-镍 |
| 1.5.1.4 铁-硅 |
| 1.5.1.5 其它双金属 |
| 1.5.2 纳米铁nZVI内电解 |
| 1.5.3 多方法联合 |
| 1.5.3.1 内电解法-生物技术的耦合 |
| 1.5.3.2 内电解法-Fenton方法的组合 |
| 1.5.4 其它改进措施 |
| 1.6 论文选题的意义及研究方案 |
| 1.6.1 课题意义 |
| 1.6.2 研究方案 |
| 第二章 微电解原理研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.1.1 2,4-二氯苯酚 |
| 2.1.2 本研究的目的 |
| 2.2 实验方法与步骤 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 电化学测定 |
| 2.2.4 其它参数的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 还原原理 |
| 2.3.1.1 2,4-DCP在电极上的还原 |
| 2.3.1.2 不同阴阳极电极材料间的电位 |
| 2.3.1.3 不同阴阳极电极材料间的电荷迁移 |
| 2.3.1.4 电容性现象 |
| 2.3.1.5 微电解原电池的功率特性 |
| 2.3.1.6 微电解原电池的漏电现象 |
| 2.3.1.7 基于功率特性曲线的铁碳内电解反应器功率估算 |
| 2.3.1.8 双极（槽）同步降解 2,4-DCP现象 |
| 2.3.1.9 微电解粒子群效应现象 |
| 2.3.2 氧化原理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 组合内电解工艺处理难降解废水研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.1.1 熟化垃圾渗滤液的特点 |
| 3.1.2 本研究的目的 |
| 3.2 实验方法与步骤 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 序批式内电解装置 |
| 3.2.3 序批式内电解实验步骤 |
| 3.2.4 渗滤液性质测定 |
| 3.2.5 显着性差异分析 |
| 3.3 序批式内电解处理垃圾渗滤液 |
| 3.3.1 渗滤液进水水质 |
| 3.3.2 序批式内电解反应器设计 |
| 3.3.3 组合内电解原理 |
| 3.3.4 序批式内电解工艺的影响因素 |
| 3.3.4.1 pH值 |
| 3.3.4.2 铁碳比 |
| 3.3.4.3 填充比 |
| 3.3.4.4 循环使用次数 |
| 3.3.4.5 曝气量 |
| 3.3.4.6 外加H2O2 |
| 3.3.5 序批式内电解降解熟化垃圾渗滤液的效果 |
| 3.3.6 序批式内电解与传统处理工艺的比较 |
| 3.3.7 序批式内电解反应器的机理 |
| 3.4 组合内电解工艺处理难降解废水的工程实践 |
| 3.4.1 废水的组成 |
| 3.4.2 废水处理工艺 |
| 3.4.2.1 预处理工艺设计 |
| 3.4.2.2 生物处理工艺设计 |
| 3.4.2.3 工艺流程 |
| 3.4.2.4 主要指标 |
| 3.5 组合内电解工艺存在的不足 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 新型泡沫铜气体扩散电极微电压电解初探 |
| 4.1 前言 |
| 4.1.1 新型泡沫铜材料 |
| 4.1.2 研究内容 |
| 4.1.3 本研究的目的 |
| 4.2 实验方法与步骤 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验装置 |
| 4.2.3 实验步骤 |
| 4.2.3.1 泡沫铜阴极气体扩散电解实验 |
| 4.2.3.2 Fe~(2+)/ Fe~(3+)增强泡沫铜阴极气体扩散电解实验 |
| 4.2.4 测定方法 |
| 4.2.4.1 水质指标的测定 |
| 4.2.4.2 过氧化氢的测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 泡沫铜的表面形貌 |
| 4.3.2 泡沫铜气体扩散反应器对活性艳红X-3B色度的去除 |
| 4.3.3 活性艳红X-3B的降解过程初步研究 |
| 4.3.4 降解机理的推断 |
| 4.3.4.1 H_2O_2浓度 |
| 4.3.4.2 降解产物 |
| 4.3.4.3 泡沫铜电极的影响 |
| 4.3.5 泡沫铜电极与普通铜电极的比较 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表或录用的论文 |
（5）高效降解菌对典型苯系物的降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.1.1 苯系物的来源与分类 |
| 1.1.2 苯系物的性质与危害 |
| 1.1.3 苯系物的控制技术 |
| 1.1.4 本研究的意义 |
| 1.2 苯系物废水处理现状及研究进展 |
| 1.3 苯系物废气处理现状及研究进展 |
| 1.4 生物过滤技术的研究进展 |
| 1.5 研究目的、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 典型苯系物的选择 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 苯系物高效降解菌的分离、筛选和鉴定 |
| 2.1 试验材料与方法 |
| 2.1.1 试验用水水质与接种污泥 |
| 2.1.2 试验试剂与设备 |
| 2.1.3 培养基的制备 |
| 2.1.4 菌种的分离与筛选步骤 |
| 2.1.5 菌株的16S rDNA 序列测定 |
| 2.1.6 菌株的Biolog 鉴定 |
| 2.2 驯化方法的比较 |
| 2.3 菌株的形态及生化特性 |
| 2.4 MJ001 的16S rDNA 序列提取结果 |
| 2.5 Biolog 鉴定结果 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 菌株MJ001 对水中典型苯系物的降解特性研究 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验试剂和设备 |
| 3.1.2 分析方法 |
| 3.2 菌株MJ001 在苯乙烯水溶液中的生长特性 |
| 3.2.1 温度的影响 |
| 3.2.2 pH 值的影响 |
| 3.2.3 苯乙烯初始浓度的影响 |
| 3.3 菌株MJ001 对苯乙烯的降解特性 |
| 3.3.1 温度对苯乙烯降解效果的影响 |
| 3.3.2 pH 值对苯乙烯降解效果的影响 |
| 3.3.3 溶解氧对苯乙烯降解效果的影响 |
| 3.3.4 不同浓度苯乙烯对降解效率分析 |
| 3.4 菌株MJ001 在甲苯水溶液中的生长特性 |
| 3.4.1 温度的影响 |
| 3.4.2 pH 值的影响 |
| 3.4.3 甲苯初始浓度的影响 |
| 3.5 菌株MJ001 对甲苯的降解特性 |
| 3.5.1 温度对甲苯降解效果的影响 |
| 3.5.2 pH 值对甲苯降解效果的影响 |
| 3.5.3 甲苯初始浓度的影响 |
| 3.5.4 甲苯降解的动力学分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 菌株MJ001 处理实际含苯系物工业废水的应用研究 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设备 |
| 4.1.3 测试方法 |
| 4.2 菌株MJ001 对实际工业废水中典型苯系物的降解效率 |
| 4.2.1 苯乙烯的降解效率 |
| 4.2.2 甲苯的降解效率 |
| 4.3 添加菌株MJ001 后废水可生化效果分析 |
| 4.4 实际工业废水生化需氧量的快速分析检测 |
| 4.4.1 微生物电极法测定BOD 的原理 |
| 4.4.2 配置溶液 |
| 4.4.3 微生物膜的制备与活化 |
| 4.4.4 仪器条件 |
| 4.4.5 普通微生物膜及MJ001 微生物膜快速检测企业废水中的生化需氧量 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物过滤塔对甲苯废气的去除特性 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 微生物的来源与驯化培养 |
| 5.1.2 实验装置 |
| 5.1.3 生物过滤塔启动过程 |
| 5.1.4 操作条件 |
| 5.1.5 分析方法 |
| 5.2 生物过滤塔对甲苯气体的去除效果 |
| 5.3 生物过滤塔运行性能的影响因素 |
| 5.3.1 气体流量的影响 |
| 5.3.2 进口浓度的影响 |
| 5.3.3 气体湿度的影响 |
| 5.4 气体CO_2 的变化 |
| 5.5 生物量的积累 |
| 5.6 渗滤液的变化 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 存在的问题及建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水过程中生态结构和功能解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 白腐真菌处理染料废水体系的染菌问题 |
| 1.1.2 白腐真菌反应器应用于实际染料废水处理中的问题 |
| 1.2 课题来源与研究内容 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 白腐真菌对染料废水的降解机制研究 |
| 1.3.2 白腐真菌产酶条件优化研究 |
| 1.3.3 白腐真菌反应器开发研究 |
| 1.3.4 辅助基质用作白腐真菌碳源的研究 |
| 1.3.5 白腐真菌生物膜分子生态学研究进展 |
| 1.3.6 白腐真菌处理难降解有机废水解毒效应研究 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究技术路线及方法 |
| 第二章 四种白腐真菌菌株筛选及产酶条件优化研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究目的与内容 |
| 2.2.1 研究目的 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 营养限制培养基中P.C.菌MnP和LiP酶活分析研究 |
| 2.4.2 四种白腐真菌MnP、LiP酶活分析及比较 |
| 2.4.3 P.C.菌产酶条件优化研究 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 黄孢原毛平革菌固定化载体研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 研究目的与内容 |
| 3.2.1 研究目的 |
| 3.2.2 研究内容 |
| 3.3 材料及方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 P.C.在固定化载体中的附着及产酶情况 |
| 3.4.2 甘蔗渣投加量对P.C.酶活和处理活性艳红X3-B的影响研究 |
| 3.4.3 摇瓶体系内经甘蔗渣固定化后的染菌情况及扫描电镜观察 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 组合式白腐真菌工艺系统的构建及运行参数优化研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 研究目的与内容 |
| 4.2.1 研究目的 |
| 4.2.2 研究内容 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 实验材料 |
| 4.3.2 实验方法 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 T、DO及pH值的正交实验 |
| 4.4.2 HRT调控实验 |
| 4.4.3 染料废水—培养基配比实验 |
| 4.4.4 染料废水初始浓度实验 |
| 4.4.5 低温条件实验 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水的微生物群落结构研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 研究目的与内容 |
| 5.2.1 研究目的 |
| 5.2.2 研究内容 |
| 5.3 材料与方法 |
| 5.3.1 实验材料与装置 |
| 5.3.2 实验方法 |
| 5.4 不同工况下P.C.—组合填料反应器内真菌群落结构变化 |
| 5.4.1 染料废水—培养基配比对真菌群落结构的影响 |
| 5.4.2 染料废水初始浓度对真菌群落结构的影响 |
| 5.4.3 低温对真菌群落结构的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水现场中试研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 研究目的与内容 |
| 6.2.1 研究目的 |
| 6.2.2 研究内容 |
| 6.3 材料及方法 |
| 6.3.1 实验材料 |
| 6.3.2 实验方法 |
| 6.4 结果与分析 |
| 6.4.1 水质理化指标变化情况 |
| 6.4.2 生物毒性降解情况 |
| 6.4.3 技术经济指标初步分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 论文结论 |
| 7.2 论文创新 |
| 7.3 研究展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 博士期间学术成果 |
| 后记:致谢 |
（7）改性矿化垃圾处理含酚废水的工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 填埋垃圾的资源化利用 |
| 1.1.2 中高浓度含酚废水现有治理技术 |
| 1.2 研究意义和目的 |
| 1.2.1 研究意义 |
| 1.2.2 研究目的 |
| 1.3 国内外研究动态 |
| 1.3.1 矿化垃圾的研究进展 |
| 1.3.2 含酚废水处理技术的研究进展 |
| 1.3.3 吸附剂的改性研究 |
| 第二章 实验内容、设计和分析方法 |
| 2.1 实验内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 实验材料和装置 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验设备及装置 |
| 2.4 主要监测项目 |
| 第三章 矿化垃圾的改性研究 |
| 3.1 改性矿化垃圾粒径的选择 |
| 3.2 矿化垃圾最佳改性方法确定 |
| 3.3 CTMAB-矿化垃圾最佳改性条件的确定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 改性矿化垃圾吸附和解吸苯酚的研究 |
| 4.1 静态吸附和解吸 |
| 4.1.1 改性矿化垃圾静态吸附性能研究 |
| 4.1.2 改性矿化垃圾静态吸附机理研究 |
| 4.1.3 苯酚静态解吸研究 |
| 4.2 动态吸附和解吸 |
| 4.2.1 改性矿化垃圾柱动态吸附研究 |
| 4.2.2 改性矿化垃圾柱的解吸研究 |
| 4.2.3 动态等温吸附和解吸方程拟合 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 矿化垃圾生物反应床处理含酚废水的工艺研究 |
| 5.1 生物反应床微生物的培养驯化 |
| 5.2 配水速率对处理效果的影响 |
| 5.3 进水苯酚浓度对处理效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 联合工艺的运行 |
| 6.1 联合工艺运行的机理 |
| 6.2 联合工艺运行的可行性分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（8）基于人工神经网络的SBBR短程硝化反应仿真研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 插图索引 |
| 附表索引 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 污水生物脱氮原理 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3.1 短程硝化反硝化工艺 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化工艺 |
| 1.3.3 好氧脱氨工艺 |
| 1.3.4 同步硝化反硝化工艺 |
| 1.3.5 Oland 工艺 |
| 1.3.6 Canon 工艺 |
| 第2章 技术路线与实施方案 |
| 2.1 实验目的 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.2.1 技术思路 |
| 2.2.2 技术途径 |
| 2.3 实施方案 |
| 第3章 SBBR 反应器启动及控制因素的确定 |
| 3.1 SBBR 技术概述 |
| 3.1.1 技术背景及原理 |
| 3.1.2 SBBR 运行方式及特点 |
| 3.2 反应器的启动 |
| 3.2.1 实验反应器 |
| 3.2.2 人工配水 |
| 3.2.3 分析测量方法 |
| 3.2.4 实验填料选择 |
| 3.2.5 反应器的驯化与稳定 |
| 3.3 控制因素的确定 |
| 第4章 基于ANN 的SBBR 短程硝化过程仿真研究 |
| 4.1 实验方法及条件 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 控制条件 |
| 4.2 BP 人工神经网络 |
| 4.2.1 BP 模型结构 |
| 4.2.2 误差反向传播（BP）学习算法 |
| 4.3 BP 网络动态模型建立 |
| 4.3.1 样本数据 |
| 4.3.2 训练流程 |
| 4.3.3 网络拓扑结构设计 |
| 4.4 实验结果分析与讨论 |
| 4.4.1 网络性能的评价 |
| 4.4.2 网络运行参数的优化 |
| 4.4.3 少量样本组ANN 仿真结果 |
| 4.4.4 ANN 随机动态仿真结果及分析 |
| 4.4.5 影响因素权重分析 |
| 4.5 实验小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
| 附录 B 攻读学位期间专利申请目录 |
| 附录 C BP 模型实验 Matlab 应用程序 |
（9）四段式生物反应器复合工艺深度处理焦化废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 焦化废水及其处理技术 |
| 1.1.1 焦化废水的来源、水质特点及其危害 |
| 1.1.2 焦化废水处理国内外研究动态 |
| 1.1.3 焦化废水处理技术 |
| 1.2 废水生物处理脱氮技术 |
| 1.2.1 废水生物脱氮技术原理 |
| 1.2.2 微生物脱氮的酶学特征 |
| 1.2.3 脱氮技术在焦化废水处理中的应用 |
| 1.3 焦化废水生物处理工艺适应性分析 |
| 1.3.1 A-O工艺 |
| 1.3.2 复合生物反应器工艺 |
| 1.3.3 焦化废水生物处理复合工艺 |
| 1.4 固定化细胞技术 |
| 1.4.1 固定化细胞技术的原理及特点 |
| 1.4.2 固定化细胞的制备方法 |
| 1.4.3 固定化细胞技术在废水处理中的应用和发展 |
| 1.5 高效优势菌技术 |
| 1.5.1 高效优势菌技术的提出及其在废水处理中的优越性 |
| 1.5.2 高效优势菌技术在废水处理中的应用及发展 |
| 1.6 课题研究的意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 研究课题的提出及意义 |
| 1.6.2 课题来源 |
| 1.6.3 研究目的 |
| 1.6.4 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 高效复合菌的筛选固定化及载体特征 |
| 2.1.2 生物填料及试验废水 |
| 2.1.3 改性半焦吸附剂 |
| 2.2 试验装置及工艺流程 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 试验工艺流程的选择 |
| 2.3 试验阶段与试验方法 |
| 2.3.1 试验阶段的划分 |
| 2.3.2 试验过程与方法 |
| 2.4 试验分析项目与测定方法 |
| 第3章 生物强化技术处理焦化废水及其动力学研究 |
| 3.1 固定化复合菌生物强化技术处理焦化废水 |
| 3.1.1 好氧SBR工艺处理模拟废水 |
| 3.1.2 A-O工艺处理模拟废水 |
| 3.1.3 HRT对A-O工艺处理低浓度模拟废水的影响 |
| 3.1.4 HRT对A-O工艺处理高浓度模拟废水的影响 |
| 3.1.5 A-O工艺处理实际废水 |
| 3.2 焦化废水生物强化处理技术动力学研究 |
| 3.2.1 A-O工艺处理焦化废水动力学研究 |
| 3.2.2 SBR反应器处理焦化废水动力学研究 |
| 3.2.3 生物强化SBR反应器处理焦化废水动力学研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 生物反应器复合工艺处理焦化废水试验研究 |
| 4.1 单一复合生物反应器处理焦化废水试验研究 |
| 4.1.1 复合生物反应器的快速启动研究 |
| 4.1.2 进水时间对处理效果的影响 |
| 4.1.3 HRT对处理效果的影响 |
| 4.1.4 反应器中DO和温度对脱氮效果的影响 |
| 4.1.5 进水pH值对处理效果的影响 |
| 4.1.6 污泥负荷对COD和NH_4~+-N去除率的影响 |
| 4.1.7 单一复合生物反应器的处理效果 |
| 4.2 A-O工艺处理焦化废水试验 |
| 4.2.1 进水时间对处理效果的影响 |
| 4.2.2 HRT对反应器处理效果的影响 |
| 4.2.3 不同曝气方式下反应器中DO和温度的变化规律 |
| 4.2.4 进水pH值对反应器处理效果的影响 |
| 4.2.5 污泥负荷对COD和NH_4~+-N去除率的影响 |
| 4.2.6 好氧反应器HRT的延长对去除效果的影响 |
| 4.2.7 A-O两段SBR的处理效果 |
| 4.3 A-O-M和A-M-O工艺处理焦化废水 |
| 4.3.1 工艺复合对焦化废水的处理效果 |
| 4.3.2 对处理工艺的机理分析 |
| 4.4 A_1-A_2-O-M工艺处理焦化废水 |
| 4.4.1 工艺复合的优势分析 |
| 4.4.2 进水pH值对A_2反应器反硝化效果的影响 |
| 4.4.3 碳源对A_2反应器反硝化效果的影响 |
| 4.4.4 工艺复合对废水的处理效果 |
| 4.5 焦化废水生物处理工艺设计计算与运行费用分析 |
| 4.5.1 处理规模及进出水水质 |
| 4.5.2 工艺主要参数的确定 |
| 4.5.3 估算与运行费用分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 焦化废水深度处理脱色研究 |
| 5.1 改性半焦的吸附机理及应用 |
| 5.1.1 改性半焦的吸附机理 |
| 5.1.2 半焦吸附的应用 |
| 5.2 吸附剂吸附影响因子控制试验 |
| 5.2.1 活性炭吸附影响因子控制试验 |
| 5.2.2 粉煤灰吸附影响因子控制试验 |
| 5.2.3 焦炭吸附影响因子控制试验 |
| 5.2.4 半焦吸附影响因子控制试验 |
| 5.2.5 吸附剂吸附试验影响因子控制分析 |
| 5.3 吸附剂吸附穿透曲线 |
| 5.4 焦化废水的深度处理吸附脱色 |
| 5.5 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它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）不同填埋龄垃圾渗滤液膜滤浓缩液处理方法的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 垃圾渗滤液特性及处理技术 |
| 1.2.1 渗滤液的产生及特性 |
| 1.2.2 不同填埋年龄渗滤液水质特点 |
| 1.2.3 渗滤液水质随“填埋龄”变化原因分析 |
| 1.2.4 垃圾渗滤液的排放标准 |
| 1.2.5 垃圾渗滤液处理工艺进展 |
| 1.3 膜滤浓缩液的产生方式及处理 |
| 1.3.1 膜处理技术的主要类型及特点 |
| 1.3.2 膜滤浓缩液产生方式 |
| 1.3.3 膜滤浓缩液的水质 |
| 1.3.4 目前国内外膜滤浓缩液的处理方法 |
| 1.4 混凝剂在水处理中的应用 |
| 1.4.1 混凝剂分类 |
| 1.4.2 影响混凝作用的主要因素 |
| 1.4.3 混凝技术在有机废水处理中的应用 |
| 1.4.4 絮凝剂在垃圾渗滤液处理中的应用 |
| 1.4.5 腐殖酸类物质的去除方法 |
| 1.5 微电解技术在水处理中的应用 |
| 1.5.1 微电解技术原理 |
| 1.5.2 微电解在水处理中的应用 |
| 1.6 课题的研究目的和意义 |
| 第2章 试验材料和分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验水样 |
| 2.1.2 试验流程及装置 |
| 2.1.3 试验药品 |
| 2.2 试验仪器及分析方法 |
| 2.2.1 试验分析仪器 |
| 2.2.2 试验分析方法 |
| 2.3 试验内容与方法 |
| 第3章 混凝—微电解联合工艺处理中晚期渗滤液膜滤浓缩液试验研究 |
| 3.1 单一混凝试验研究 |
| 3.1.1 正交实验分析 |
| 3.1.2 混凝单因素试验分析 |
| 3.1.3 单一混凝最佳效果试验 |
| 3.2 单一微电解试验研究 |
| 3.2.1 正交实验分析 |
| 3.2.2 微电解单因素试验分析 |
| 3.2.3 单一微电解最佳试验条件 |
| 3.3 混凝—H_2O_2强化微电解联合工艺试验研究 |
| 3.3.1 正交实验分析 |
| 3.3.2 联合工艺单因素试验分析 |
| 3.3.3 联合工艺最佳试验条件 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混凝法处理早期渗滤液膜滤浓缩液的试验研究 |
| 4.1 正交实验分析 |
| 4.2 单因素试验分析 |
| 4.2.1 pH值对混凝性能的影响 |
| 4.2.2 混凝剂用量对混凝性能的影响 |
| 4.2.3 搅拌时间对混凝性能的影响 |
| 4.3 最佳条件下试验结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 机理分析 |
| 5.1 不同填埋龄渗滤液膜滤浓缩液水质差异分析 |
| 5.2 混凝机理分析 |
| 5.2.1 酸性条件下络合反应 |
| 5.2.2 中性和偏碱性条件下卷扫吸附 |
| 5.2.3 絮体扫描电镜观察 |
| 5.2.4 多点位连续分布模型 |
| 5.3 微电解-Fenton机理分析 |
| 5.4 紫外光谱分析 |
| 5.5 E_2/E_4值与可生化性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 问题及建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及科研工作 |
| 致谢 |
四、等级FA深度处理焦化废水的pH值和投灰量研究（论文参考文献）
- [1]碎煤加压气化废水纳滤分盐与脱硫废水预处理工艺研究[D]. 陈业阳. 北京化工大学, 2021
- [2]电解法原位制备H2O2及对苯酚模拟废水降解实验研究[D]. 朱营莉. 中国石油大学(北京), 2018(01)
- [3]垃圾焚烧渗沥液反硝化高效产N2O及菌群优化研究[D]. 林子雨. 北京林业大学, 2018(04)
- [4]微电解方法的原理研究、性能拓展及在难降解废水处理中的应用[D]. 应迪文. 上海交通大学, 2013(04)
- [5]高效降解菌对典型苯系物的降解特性研究[D]. 门娟. 天津大学, 2012(07)
- [6]组合式白腐真菌反应器处理实际染料废水过程中生态结构和功能解析[D]. 高尚. 华东师范大学, 2011(09)
- [7]改性矿化垃圾处理含酚废水的工艺研究[D]. 张小明. 苏州科技学院, 2010(03)
- [8]基于人工神经网络的SBBR短程硝化反应仿真研究[D]. 曹明. 湖南大学, 2009(02)
- [9]四段式生物反应器复合工艺深度处理焦化废水研究[D]. 赵月龙. 哈尔滨工业大学, 2010(04)
- [10]不同填埋龄垃圾渗滤液膜滤浓缩液处理方法的试验研究[D]. 黄进刚. 青岛理工大学, 2009(02)