一、有机物消解速率影响因素的研究（论文文献综述）
孙西艳,付龙文,刘永亮,赵建民,陈令新[1]（2022）在《海水化学需氧量的分析方法与监测技术》文中指出化学需氧量（COD）是反映有机污染程度的综合性指标,随着污染的加重及污染物排放总量控制的实施,COD的检/监测变得尤为重要.然而,海水中COD分析测试方法的研究与技术更新进展缓慢,可用仪器设备相对较少,开发可靠、稳定、高效的COD检测新技术及在线、原位、便携分析仪器已成为海洋分析领域中迫切需要解决的重要课题及发展趋势.本文对近年来新兴的COD检测分析方法、分析技术的原理、优缺点进行了论述与总结,分析了各类技术在海水中COD检/监测研究的主要进展与瓶颈,最后,对海水COD检测分析新思路与仪器研制发展方向做出了展望,以期为未来海水中COD的方法研究及在线监测提供参考.
徐晓辰[2]（2021）在《三种非晶合金对两种废水的降解性能研究》文中提出水是生命存在与经济发展的必要条件,水的污染将严重威胁各类物种的存在。在印染、石油开采与炼制活动中,均产生大量废水,这些废水如不及时处理,将引起水资源的严重污染。非晶合金作为一类金属材料,具有原子能态高,结构均匀性好,耐腐蚀等特点,已显示出对多种印染废水具有降解效果,但针对含油废水的研究鲜有报道。同时非晶种类不同,对应的优化处理方法也不尽相同。本文基于铁基、铝基、铜基三种非晶合金,选取模拟直接蓝6（DB 6）印染废水和模拟含油废水,分别采用Fenton法、零价金属还原法、电解法,研究不同降解方法对两种废水的降解能力和降解机理,其中采用脱色率和化学需氧量（COD）去除率分别表征对印染废水和含油废水的降解能力。以Fe78Si9B13非晶条带所组成的Fenton试剂对DB 6废水溶液进行处理,与其零价金属还原法相比,具有处理时间短、脱色率高等特点。在优化的工艺条件下,30 min内脱色率可以达到99.91%,降解速率常数为0.160 min-1,降解机理与传统的高级氧化法一致。以Cu46Zr45Al7Y2非晶条带还原法降解DB 6废水溶液,在优化的工艺参数条件下,在60 min后脱色率达到98.76%。降解机理主要为酸性条件下的腐蚀作用与零价金属的还原降解。而采用以Al86Ni10Y4非晶条带为阳极,石墨为阴极的电化学法,可以使p H为酸性和碱性的DB 6印染废水都能实现很好的降解效果,并且在较短的20 min内就可以使脱色率达到95.22%。其主要降解机理为电解氧化、电解还原以及电絮凝的作用。从缩短工艺流程和实用的角度出发,DB 6废水溶液的降解优先选用以Al86Ni10Y4非晶条带为阳极,石墨为阴极的电化学法;从提高条带循环使用次数角度出发,可以选择以Cu46Zr45Al7Y2非晶条带为催化剂的零价金属还原法;从最佳降解效果考虑,可以选用Fe78Si9B13非晶条带的类芬顿法。分别以Cu46Zr46Al7Y1、Al86Ni10Y4和Fe78Si9B13非晶合金为阳极,石墨为阴极,组成三个电化学法系统降解模拟含油废水。通过优化电流密度、溶液的p H值、电解质添加量和初始废水溶液的浓度,在降解反应进行100 min时,COD去除率可分别达到73.15%、75.68%和91.24%。与电Fenton法相比,类Fenton法对含油废水溶液COD去除率仅有82.23%,而H2O2用量提高5.6倍。从三种非晶合金对含油废水的降解效果分析,以Fe78Si9B13非晶条带的电Fenton法对COD去除率最高。
王蒙[3]（2021）在《铁锰铜复合空心材料活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑的性能与机制》文中研究表明近年来,抗生素的滥用导致以磺胺类抗生素（SAs）为代表的有机物在水体中广泛存在,对生态环境、人体健康构成潜在威胁。因此废水中抗生素污染物的去除成为水处理技术研究的关注热点。本文经过条件优化实验制备出具有良好形貌和高催化性能的CMHS、FCMHS复合空心材料,确定了FCMHS+PMS体系的最佳反应条件,推测了FCMHS活化PMS反应机理及SMX的降解路径,主要研究成果如下:（1）以碳球为模板分步制备出Cu1.1Mn1.4OX空心材料（Cu-Mn ternary oxide hollow sphere,CMHS）材料、Fe1.6Cu1Mn1.4OX空心材料（Fe-Mn-Cu ternary oxide hollow sphere,FCMHS）材料。表征结果显示,CMHS、FCMHS为粒径0.5-1μm左右的空心材料结构,铜、锰氧化物均匀地负载在碳球的球体表面,铁氧化物均匀地负载在CMHS表面后又形成了FCMHS球体。其中铜氧化物主要以Cu O的形态存在,并含有少量Cu O2,锰氧化物主要以Mn O2的形态存在,铁氧化物则主要以Fe2O3的形态存在。此外,通过条件实验确定并优化了FCMHS空心材料活化PMS降解SMX的最佳反应体系,SMX的去除率在60min反应时间内可达99%。（2）研究了不同反应条件因素对FCMHS活化PMS降解SMX的影响,发现:FCMHS活化PMS降解SMX的反应速率符合一级反应动力学特征;随着SMX浓度的下降,SMX的去除率逐渐增大至峰值后又继而降低;随着PMS投加量的增大,SMX的去除率逐渐上升;随着FCMHS投加量的增大,SMX去除率也随之上升;初始p H为弱碱性时有利于SMX的降解;p H接近中性的缓冲溶液体系条件有利于SMX的降解,并且可以保持反应溶液p H稳定;PO43-、CO32-、NO3-离子均对SMX的去除率有一定抑制作用,而Cl-离子对SMX的去除率有一定促进作用;网体系通入N2会降低SMX的去除率,这说明溶解氧在SMX降解过程中具有重要的作用;FCMHS材料循环回用五次后SMX去除率仍然可以达到76.31%,且金属离子溶出量较少,说明FCMHS具有良好的稳定性和回用效果。（3）通过自由基淬灭实验、EPR和XPS分析结果可知,在FCMHS（0.2g/L）+PMS（0.4mmol/L）体系中对SMX降解起主导作用的自由基是SO4·-和·OH,1O2也起到了一部分氧化作用,这些活性基团之间可以相互转化,从而提高SMX的降解效果。此外,FCMHS的Fe、Mn、Cu氧化物存在协同效应,可加快电子传递,为催化剂激活PMS产生自由基提供了主要活性位点。通过LCMS-IT-TOF检测并分析出13种中间产物,推测出SMX被SO4·-、·OH,1O2攻击后可通过4种降解途径,可发生一系列氧化、羟基化、脱氨反应,再进行脱水、开环、氧化反应,从而将大分子有机物转化成小分子有机物,部分中间产物在1O2、·OH、SO4·-等活性基团的继续作用下可最终转化为CO2、H2O、NH4+和NO3-。
黄河[4]（2021）在《生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制》文中指出阿特拉津（Atrazine,AT）是一种常见的除草剂,具有毒性较强、半衰期长、易迁移等特性。生物质炭（Biochar,BC）具有吸附能力强、性质稳定等优点,常用于修复污染土壤。目前多数的研究表明BC对土壤中AT有较好的吸附和持留效果,能有效降低土壤中AT的迁移风险。AT在土壤的环境风险不但包括迁移风险,还包括残留风险,AT的残留风险取决于其消解行为。但土壤结构的复杂性造成了目前研究关于BC对土壤AT消解影响的不确定性,关于BC对AT在土壤不同粒径组分上的分布和消解行为的研究更是鲜有报道。因此,本论文以BC对土壤AT消解的影响为切入点,构建灭菌和未灭菌体系,考虑土壤颗粒组分的影响,探究BC对土壤及其各粒径组分（砂粒、粉粒和黏粒）AT分布和消解的影响。接着考察了BC对土壤及各粒径组分对AT吸附的影响,探讨吸附行为与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的物理化学机制;进一步研究了BC对AT污染土壤及各粒径组分微生物活性、多样性和群落结构的影响,探究土壤及各粒径组分微生物与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的微生物学机制。研究结果将为应用BC修复AT污染土壤,控制其环境风险提供更全面的信息,对农业生产和有机污染物的防控具有重要意义。本论文主要的研究结果如下所示:（1）BC对AT在土壤及各粒径组分分布的影响。BC对灭菌和未灭菌土壤不同粒径组分的质量占比没有显着的影响;但添加BC提高了不同粒径组分中不可脱附态AT的含量;在未灭菌土壤中,培养开始时（21d）,添加100目BC没有改变不可脱附态AT在不同粒径组分中的分布,不可脱附态AT主要分布于砂粒中;但是添加200目BC使不可脱附态AT主要分布于粉粒,与不添加BC的处理相比,添加200目甘蔗叶生物质炭和蚕沙生物质炭处理粉粒中不可脱附态AT分别占不可脱附态AT总量的47.69%和47.74%。（2）BC对AT在土壤消解的影响。无论灭菌还是未灭菌条件下,添加BC均延缓了土壤中AT的消解,但是灭菌与未灭菌土壤AT的消解途径和BC对其的影响明显不同,未灭菌土壤AT的消解量显着高于灭菌土壤,说明未灭菌条件下微生物降解是土壤AT消解的主要途径,灭菌条件下化学消解则是主要的途径。在未灭菌土壤中,与不添加BC的处理相比,从21～63 d添加蚕沙生物质炭和甘蔗叶生物质炭土壤AT总消解率分别降低了2.53%～2.85%和5.10%～8.00%;但土壤以及砂粒、粉粒和黏粒中不可脱附态AT的消解则有所增加,其中添加生物质炭土壤以及砂粒、粉粒和黏粒不可脱附态AT的消解量分别比不添加BC的处理提高了0.69～3.55、1.23～3.17、0.59～2.55和0.25～1.87 mg·kg-1。在灭菌土壤中,BC抑制了可脱附态AT的消解,而不可脱附态AT的残留量则有所增加,其中对黏粒中不可脱附态AT含量的增加最为明显。（3）BC影响土壤AT消解的物理化学机制。通过等温吸附实验可知Freundlich模型能够较好拟合土壤及各粒径组分对AT的吸附行为。BC提高了土壤及各粒径组分对AT的吸附能力,其中甘蔗叶生物质炭的提高作用强于蚕沙生物质炭,且BC的粒径越小对土壤吸附能力的提高效果越明显。相关性分析结果显示,可脱附态AT的化学消解量与土壤总有机碳（Total organic carbon,TOC）含量和吸附能力之间呈现显着负相关,表明BC通过提高土壤的吸附能力,促进可脱附态AT向不可脱附态AT转化,进而抑制了土壤可脱附态AT的化学消解。此外,在灭菌条件下,BC提高了土壤各粒径组分的吸附能力,从而使土壤各粒径组分不可脱附态AT的残留量增加。可见,BC通过提高土壤TOC含量、增强土壤及其各粒径组分对AT的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,从而延缓土壤中AT消解是BC影响AT消解的主要物理化学机制。（4）BC对AT污染土壤微生物的影响。低浓度AT降低了土壤微生物量碳含量、脱氢酶、过氧化氢酶和脲酶的活性,但一定程度上提高了微生物碳源利用多样性和真菌多样性,AT浓度越高对土壤细菌多样性的抑制作用越强。添加BC提高了AT污染土壤微生物活性、碳源利用多样性以及细菌多样性。其中BC对土壤黏粒细菌多样性的提高效果最为显着。添加BC提高了浓度为5 mg·kg-1的AT污染土壤中细菌Proteobacteria、Actinobacteriota和Firmicutes的相对丰度,但降低了Bacteroidetes的相对丰度。在浓度为50mg·kg-1的AT污染土壤中,添加BC提高了Actinobacteriota的相对丰度,但降低了Firmicutes的相对丰度。对于土壤各粒径组分来说,添加BC提高了土壤黏粒Firmicutes的相对丰度。（5）BC影响土壤AT消解的微生物学机制。BC-微生物-AT消解相关分析结果表明,高浓度(50 mg·kg-1)和低浓度(5 mg·kg-1)AT污染条件下,AT消解过程中起关键作用的微生物存在明显差别。低浓度AT污染土壤中,Bacteroidetes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关。添加BC降低了土壤Bacteroidetes的相对丰度,延缓了AT的消解,因此,低浓度AT条件下,Bacteroidetes是参与AT降解的功能细菌。在高浓度AT的胁迫下,Firmicutes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关,且与不同粒径组分中不可脱附态AT消解量呈正相关;添加BC降低了高浓度AT污染土壤Firmicutes的相对丰度,抑制土壤AT的消解,但提高了不同粒径组分中Firmicutes的相对丰度,促进了不可脱附态AT的消解,但是由于可脱附态AT的消解速率显着大于不可脱附态,整体上看BC延缓了土壤AT的消解,可见,高浓度AT胁迫下,Firmicutes是参与AT降解的功能细菌。因此,BC通过降低了Bacteroidetes和Firmicutes等功能细菌的相对丰度从而抑制土壤微生物对AT的降解是BC延缓土壤中AT消解的主要微生物学机制。综上所述,BC通过提高土壤的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,降低土壤参与AT降解的功能细菌丰度,从而延缓了AT的生物化学消解,但也降低了AT的淋溶迁移风险。本研究100目甘蔗叶生物质炭对土壤吸附AT能力提高效果较好,且AT残留量较少,根据不同土壤的理化特性,选用适当粒径BC,调控BC在各粒径组分中的分布比例,不仅能有效降低土壤AT迁移风险,而且其残留风险也能得到有效控制。
桂嘉烯[5]（2021）在《微塑料在农村生活垃圾好氧堆肥中的分布变化及对堆肥效果的影响研究》文中研究表明堆肥中不可降解杂质带来的影响是现阶段农村生活垃圾好氧堆肥技术面临的主要挑战之一,然而杂质中的环境新兴污染物、小于5 mm的塑料碎片——微塑料在堆肥中的分布情况及其潜在的污染问题尚未得到充分研究。因此,本研究首先调查了农村生活垃圾好氧堆肥工艺中微塑料在不同环节的分布特征,随后通过研究不同类型大塑料的风化破碎行为分析大塑料的存在对堆肥中微塑料分布变化的影响,最后探究了堆肥中常见的聚丙烯微塑料对好氧堆肥理化性质、腐殖化程度、堆肥酶活以及堆肥微生物群落结构与多样性的影响,同时揭示了堆肥中微塑料表面定殖的微生物群落特征。本文的研究结果有助于正确认识堆肥中的微塑料赋存与污染,为量化土壤微塑料的来源提供参考数据,为管控堆肥工艺中的微塑料污染提供理论基础。研究的主要结论如下:（1）微塑料的分布特征在农村生活垃圾好氧堆肥过程中发生变化。在两个镇级农村生活垃圾堆肥处理站点的原料中分别检测到1100±141 items/kg与800±200 items/kg的微塑料,而在产出成肥中,微塑料丰度增加到2533±457items/kg以及2267±115 items/kg。堆肥有机质的消耗与次生微塑料的产生是导致微塑料丰度增加的原因。堆肥中微塑料的主要形状为纤维和薄膜,最常见的聚合物类型为聚酯纤维、聚丙烯与聚乙烯。在最后的堆肥产物中检测到的微塑料普遍具有粒径小、呈现典型的风化形貌的特点。（2）不同类型大塑料的风化破碎是造成堆肥过程中微塑料分布变化的重要原因。堆肥过程导致大塑料产生发黄效应,出现裂纹、剥落、脆化、被微生物定殖以及表面氧化的微观表面,一块大塑料的风化表面可以释放4-63 items微塑料,其中尺寸小于0.5 mm的微塑料占比为73.5%,产生微塑料数量从高到低的大塑料聚合物类型依次为发泡聚苯乙烯>聚乙烯>聚丙烯。从影响因素来看,微塑料在堆肥中的分布变化由原料的物理组成和堆肥工艺的处理模式共同决定。（3）聚丙烯（PP）微塑料影响农村生活垃圾好氧堆肥效果。浓度达到1%和3%（w/w）的堆肥微塑料缩短了堆肥高温期持续时间、减少了堆体水分蒸发量,同时使堆肥有机质的降解效率下降,3%PP微塑料造成堆肥电导率值过高而种子发芽指数低于50%,其堆肥产物不可再作土壤有机肥施用;浓度超过0.5%的PP微塑料会抑制堆肥中结构稳定的大分子腐殖酸形成;微塑料对堆肥过氧化氢酶活性无显着影响,3%微塑料浓度使堆肥脲酶活性显着增加,而添加1%和3%的微塑料则显着抑制了堆肥纤维素酶的活性。（4）PP微塑料影响堆肥微生物群落多样性与群落结构变化。堆肥前期,微塑料的加入使厚壁菌门的相对丰度降低了27.20%-40.47%,其中与木质纤维素降解高度相关的细菌属的相对丰度大幅减少,但是使变形菌门的相对丰度提高了13.91%-34.23%;堆肥后期,微塑料增加了堆肥中放线菌门与拟杆菌门的相对丰度。PP微塑料可以作为堆肥过程中微生物的新基质,微塑料表面定殖的微生物群落与堆肥环境中显着不同,拟杆菌门是堆肥结束后微塑料表面的优势菌门。
高翔宇[6]（2021）在《煤基活性泡沫炭的制备及其对焦化废水中有机污染物吸附性能的初探》文中研究说明焦化废水是一种成分复杂、污染物种类丰富、有机浓度高、可生化性低的工业废水。以生化法为核心的焦化废水处理工艺被认为是最经济和有效的方法,但是由于焦化废水的有机浓度高、可生化性低、毒性大的特点导致采用生化法对其进行处理需要大量的稀释水,造成了废水处理设施规模的增加以及废水处理周期的延长,辅以吸附法进行焦化废水预处理降低高有机负荷、缩小处理规模周期具有较好的理论意义和实用价值。针对上述问题,本文以柳林煤为原料,采用常压发泡法制备泡沫炭,以水蒸气为活化剂对泡沫炭进行活化,制备活性泡沫炭;进一步将制得的具有整体结构、较好的力学性能、较高的孔隙率以及一定比表面积的活性泡沫炭,用于吸附焦化废水中的有机物,以期有效降低废水的高有机浓度、提高废水的可生化性,从而减轻后续焦化废水处理压力。通过实验研究,得到以下主要结果:（1）考察了发泡温度对泡沫炭生料表观形貌、体积密度、孔隙率和抗压强度的影响。结果表明,发泡温度升高,泡沫炭生料整体孔泡孔径、表观密度和孔隙率均先增大后减小,泡沫炭生料的碳骨架结构更为致密,有效受力面积、韧带结构厚度增加,使得其抗压强度提高。考察了炭化温度对泡沫炭表观形貌、体积密度、孔隙率和抗压强度的影响以及对活性泡沫炭比表面积、抗压强度的影响。结果表明,炭化温度升高,缩聚反应更为充分,泡沫炭的整体孔泡孔径逐渐减小,体积密度、抗压强度增加,孔隙率减小;活性泡沫炭的比表面积先增加后减小、而抗压强度先减小后增加。当炭化温度为750 oC时,活性泡沫炭的比表面积达到了最大值,为443.5 m2/g,抗压强度为3.50 MPa。（2）考察了活化温度、水蒸气流量和活化时间对活性泡沫炭抗压强度、烧失率、孔隙率、比表面积和孔结构的影响。结果表明,随着活化温度、水蒸气流量和活化时间的增加,活性泡沫炭的抗压强度降低、烧失率和孔隙率均增加,微孔孔容先增加后减小。当微孔孔容达到最高值时,进一步加大活化强度使得活化反应速率加快,活性泡沫炭的孔壁碳原子被过度消耗,造成活性泡沫炭的微孔数量减少。分析4种炭质吸附剂的表观形貌、比表面积与孔结构、表面化学性质,相较于AC,CF-A1、CF-A2、CF-A3具有相互连通的几百微米级孔泡结构、较高的孔隙率;4种炭质吸附剂比表面积的大小排序为:CF-A2>AC>CF-A3>CF-A1,其中CF-A2具有0.8～2 nm的微孔数量最多,除CF-A1外,其他3种炭质吸附剂均存在丰富的中孔,其中CF-A3具有的中孔数量最多;4种炭质吸附剂表面官能团的种类没有明显的差异,其表面含氧官能团的相对含量大小排序为:CF-A3>CF-A2>AC>CF-A1。（3）研究上述4种炭质吸附剂对焦化废水COD去除率和可生化性的影响。结果表明,相较于AC,活性泡沫炭可以减小焦化废水中有机物在其内部扩散的阻力,具有较快的吸附速率;CF-A2含有0.8～2 nm微孔的数量最多,其对焦化废水的COD去除率最高,CF-A3的孔径偏大且表面含氧官能团的数量较多,可以显着提高焦化废水的可生化性。当吸附时间为120 min时,活性泡沫炭的吸附过程已达到平衡。分析CF-A2对焦化废水中有机物的吸附动力学,发现吸附过程适合采用准二级吸附动力学方程进行描述。对CF-A2吸附前后焦化废水中有机物成分分析,发现吸附后废水中易降解有机物的相对含量增加,进一步验证了CF-A2可以提高废水的可生化性。
孟详东[7]（2021）在《基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究》文中研究指明污水污泥是城镇污水处置过程中产生的半固态废弃物,水分和有机物含量高,极易变质腐败。污泥内富集大量微生物、病原体、药剂、重金属和有机污染物等污染物。如不妥善处理会污染土壤、水体和大气,给生态环境和生命健康带来极大风险。同时,污泥中富含高热值有机物和营养元素,具有能源和资源化利用潜力。特别是污泥中富集了污水中50%以上的磷元素,是巨大的磷资源库。因此,在污泥无害化和减量化处置的基础上,实现磷的资源化利用受到广泛关注。热处置方法因其能大幅缩减污泥体积、消灭病原微生物、分解有机污染物和回收利用能量等优势成为污泥处置研究热点。同时,污泥热处置会提高产物中磷含量。然而,目前缺少适用于磷资源回收利用的污泥热处置方法,对污泥热处置过程磷形态转化、产物中磷资源回收利用或改性的研究不足。对此,本文以实现污泥中能源和磷资源的高效回收利用为目标,设计利用污泥自身热值、降低飞灰产量的低温燃烧系统,对污泥低温燃烧特性、各相产物组分分布特点、热处置方式和条件对磷迁移影响、低温热处置过程中磷转化路径以及热产物中磷释放回收方法和机理等内容开展系统深入的研究,并提出生物质耦合污泥低温燃烧改性研究,对混烧特性、产物和混烧过程中磷迁移转化规律进行全面研究,为污泥的清洁高效资源化利用提供技术支持、理论基础和参考方案。本文首先利用流化床焚烧、热解和低温燃烧三种方法,研究热处置方式、温度和气氛对固相产物磷富集率、含量和有效性的影响。热处置可提高热产物磷含量至85 mg/g以上。高温焚烧不利于磷的富集和有效性的提高,焚烧温度高于800℃时,磷富集率低于75%。提高氧气浓度增加磷的生物可利用性,纯氧低温灰中生物有效磷含量48.7 mg/g。低温燃烧和热解可以降低污泥中重金属的浸出毒性。污泥中重金属随氧化程度加深从易浸出形态向稳定形态转化,低温氧化方式是适用于污泥中磷回收利用的热处置方式。开展了污泥低温燃烧特性和气相、液相产物的研究。利用污泥低温燃烧设备研究空气流速和污泥粒径及含水率对燃烧峰值温度、锋传播速度和气、液相产物组分的影响。结果表明,当空气流速小于10.4 mm/s时,燃烧锋面蔓延速度随空气流速增加,超过这一范围时对流换热增强,减缓了燃烧锋面蔓延速度;空气流速增加降低了液相产物的产率。增加含水率会降低峰值温度和燃烧锋面蔓延速度,含水率超过11%的污泥无法维持低温燃烧;含水率的提高不利于污泥的完全燃烧,提高了液相产物产率。增加污泥粒径降低了低温燃烧的峰值温度;燃烧锋面蔓延速度随粒径增大先升高后降低,粒径大于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度受比表面积影响,氧化反应速率主导对蔓延速度的影响,小于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度主要受堆积密度影响,堆积密度的增大减缓了污泥质量损失速度,增大粒径会提高焦油产率,对焦油中各组分有机化合物的相对含量影响较小。研究了磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化机理。污泥中无机磷占总磷的含量超过80%,热解促进有机磷转化为无机磷,使正磷酸单酯和焦磷酸盐转化为正磷酸盐;提高热解温度有助于非磷灰石无机磷（NAIP）向磷灰石无机磷（AP）转化,AP相对含量随温度升高而增加。污泥中的有机磷和多聚磷酸盐在低温燃烧过程中分别转化为无机磷和正磷酸盐,使蓝铁矿（Vivianite）和水铁矿磷酸盐络合物（P-Ferrihy）转化为Fe PO4和钙-磷化合物,促进产物中钙-磷化合物的形成。污泥低温燃烧灰中总磷和无机磷含量随氧气浓度升高而增加,促进了NAIP向AP的转化,有助于促进燃烧灰中Ca HPO4和P-Alumina分别向HAP和Al PO4转化,氧化程度加深使Fe PO4向铝-磷或钙-磷化合物转化,提高了污泥灰中磷的稳定性和生物可利用性。对污泥低温燃烧灰中磷的释放和回收进行了研究。利用“酸提取-树脂净化-磷酸铵镁结晶”方法将低温燃烧灰中磷以高纯度鸟粪石（Mg NH4PO4）形式回收。使用盐酸提取低温灰中的磷,酸浓度不低于0.4 mol/L时,液固比对磷浸出效率影响小;液固比不高于20 ml/g时,酸浓度对金属元素浸出效率影响小;优化的酸提取条件为0.8 mol/L的盐酸溶液,20ml/g液固比,磷的提取效率为97.2%,提取液中金属杂质含量低。参数方程Thomas模型对阳离子交换树脂吸附提取液中Fe3+过程的描述性好,综合模拟和实验结果确定净化富磷提取液的最佳参数条件。以高纯度鸟粪石晶体从净化液中提取磷的最佳条件为溶液中氮、磷和镁的物质的量之比为1.2:1.2:1,溶液p H值为10.0。本研究提高磷回收效率至84%,含磷终产物鸟粪石晶体中重金属含量低于农用磷肥限制标准。最后,对玉米芯、稻壳和大豆秸秆与污泥低温混烧过程磷迁移特性和产物进行研究。结果表明,生物质掺混增加了污泥基燃料中挥发分含量和热值,减少了灰分含量,提高了燃烧速率。混烧后铁-磷化合物和Na OH可溶性磷含量减少,钙-磷化合物和HCl可溶性磷含量增加。污泥中的磷酸单酯和焦磷酸盐与生物质中的有机植酸在低温燃烧过程中分解,释放出的正磷酸根与金属阳离子反应生成Fe PO4、Al PO4、Ca3（PO4）2和Mg3（PO4）2等金属磷酸盐。燃料中钙取代铁-磷化合物和铝-磷化合物中铁和铝生成Ca2P2O7,Ca（PO3）2,Ca HPO4和羟基磷灰石(Ca10（PO4）6（OH）2);生物质为该转化提供钙源和镁源,促进铁/铝-磷化合物向钙/镁-磷化合物转化。钙源的增加促进缺钙型羟基磷灰石向羟基磷灰石转化。钙或镁含量高的生物质有助于提高产物中磷的生物有效性,生物质中钙含量越高效果越明显。
侯君霞[8]（2021）在《稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究》文中研究说明针对耕地集约化,面对人口压力下粮食的增产需求,化肥及农药等使用量在逐年增大,农田退水造成的面源污染已成为环境污染治理的难点和重点问题。本研究构建以水稻田为载体的潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水,采用常规水质指标检测、高效液相色谱、气质联用及高通量测序等技术手段,从以下5个方面来考察稻田湿地-生态沟渠耦合系统对村落支浜污水的去除效果和湿地土壤微生物群落特征,具体研究工作包括:（1）探究不同曝气强度和方式的前置增氧对稻田湿地耦合生态沟渠系统去除村落支浜污水中常规污染物影响,确定最佳的试验运行参数,并对稻田湿地耦合生态沟渠系统出水进行急性毒性安全分析;（2）分析比较自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律;（3）探究HD菌剂对湿地水及土壤中EDCS（雌酮（E1）、雌二醇（E2）、乙炔基雌二醇（EE2）、雌激素（E3））降解效能的影响;（4）采用高通量测序手段从微生物角度分析和揭示湿地土壤中微生物群落的趋势变化及分布情况;（5）考察常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行效能。通过上述研究,取得了以下研究成果:（1）潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水试验结果表明:湿地进水的曝气强度为60-90 m L/min,曝气与不曝气时间比为20 min:100 min时,湿地内亚硝酸盐积累率可达到了50%以上,此条件下湿地的短程硝化反硝化反应可顺利启动。稻田湿地耦合生态沟渠系统W1和W2出水水质分别为CODMn:16.1 mg/L、14.8 mg/L,TN:4.23 mg/L、3.71 mg/L,NH4+-N:0.99 mg/L、0.46 mg/L,TP:0.14mg/L、0.11 mg/L,两组系统出水四项基本指标均达地表水环境质量标准Ⅳ类水质且不具有毒性。（2）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律是:苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚在稻田水中的降解主要以光解为主,HD菌作用微弱,HD菌剂强化下稻田水中的农残降解半衰期相比自然条件下无明显差异。HD菌剂强化下稻田土壤中苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚的降解半衰期相比自然条件下分别缩短2.6 d、4.7 d和3.0 d,HD菌可以有效缩短三种农残在土壤中的半衰期。（3）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中EDCs的降解规律是:两组湿地对E1、E2、E3及EE2的平均去除率分别为W1:80.1%、72.4%、51.4%、68.3%,W2:82.6%、73.4%、60.5%、75.6%。HD菌剂加强组W2中的EDCs残留量要明显低于空白对照组W1,W2湿地出水中E1、E2、E3和EE2含量相比W1可分别降低约26.6%、17.1%、30.3%、13.3%,HD菌剂能强化稻田湿地土壤中EDCs的降解。（4）稻田湿地内微生物群落的变化特征是:高通量测序结果表明Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Acinetobacter、Longilinea、Novosphingobium等具有硝化与反硝化功能的菌种在湿地土壤中广泛分布,是湿地土壤中的优势菌属。间歇性弱曝气可有效提高湿地土壤微生物种群多样性,对湿地除氮、降解有机物等均有至关重要的作用。W2湿地投加假单胞菌HD后,Acinetobacter和Nitrospira相对丰度相比BDT分别提高9.18%、3.19%,假单胞菌HD能有效改善了湿地的硝化与反硝化能力,证明湿地具良好的脱氮和降解有机物的能力。（5）常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行跟踪研究表明,1650亩水稻田退水经5条次级支浜（总长3540m）生态拦截处理后,污染负荷年削减总量为CODCr:14.53 t/a,NH4+-N:0.45 t/a,TN:1.46 t/a,TP:0.18 t/a;污染负荷年削减率分别为81.4%、71.4%、58.0%、66.4%。5条次级支浜水环境治理效果良好,水质明显改善,各条次级支浜出境断面的COD、NH4+-N、TN、TP等四项水质指标均达《地表水环境质量标准（GB3838-2002）》中的Ⅴ类水质。
江苑菲[9]（2021）在《高盐高有机物废水处理的冷冻复合方法研究》文中指出工业作为国民经济的主导产业,始终推动社会生产的发展。然而随着人们物质文化需求的增长,工业化发展速度越来越快,同时工业废水排放造成的污染日趋严峻。面对成分愈加复杂的工业废水,尤其是难生物降解的高盐高浓度有机废水,传统方法在经济与环保需求方面面临挑战。冷冻法的诸多优势使其在废水处理方面的应用引起了研究者的兴趣。本文以高盐高有机物模拟废水溶液为研究对象,基于低温冰箱的的渐进式冷冻制冰方式,开展了以下三部分实验研究工作:第一部分是冷冻法（freezing method,FM）分离污染物的实验,初步研究了冷冻时间和传热方式对废水中污染物去除率的影响。在单向冷冻实验中,分别探究了高盐废水、高有机物废水和高盐高有机物废水的冷冻分离效果,讨论了盐分和有机物同时存在时对分离效果的影响。然后针对高盐高有机物废水进行了多向冷冻实验,探究不同传热方式下结冰率、脱盐率和化学需氧量（chemical oxygen demand,COD）去除率的变化规律。第二部分是采用冷冻-加水-离心复合方法（freezing,watering and centrifugal method,FWCM）处理废水的实验,以多向冷冻方式快速制冰,使用原始废水作为注入碎冰的溶液。重点研究了加水过程中加水质量百分比和加水温度对废水净化效果的影响。第三部分冷冻-浸泡-离心复合处理处理方法（freezing,soaking and centrifugal method,FSCM）的实验,以多向冷冻方式快速制冰,使用原始废水作为浸泡液,主要研究了浸泡过程中浸泡时间、浸泡液温度和冰液比例（样品冰质量/浸泡液质量）对废水净化效果的影响。实验研究主要得出如下结论:1)冷冻法可用于同时脱除废水中的盐分和有机物。在冷冻分离实验中,随着冷冻时间的延长,溶液结冰率增大,污染物去除率呈先升高后降低的变化规律。单向冷冻方式下结冰速率远低于多向冷冻,可达到较多向冷冻更高的最大脱盐率和COD去除率。2)FWCM实验结果表明增大加入废水的质量比例是一种有效提高有机物和盐分去除率的方法。当废水温度受季节影响发生波动时,水温越高,对样品冰的净化效果越好。因此在其他参数不变的条件下,若要保持较高的脱盐率和COD去除率,水温较低时应增大加入溶液的质量比。3)经FSCM处理后的所有样品,污染物去除率均大于90%,最高可达98%左右。随着浸泡时间、浸泡液温度和浸泡液比例的增加,盐和COD的去除率增大,但由于更多的冰晶融于浸泡液中,导致净水回收率减小。因此当浸泡液温度较高时,采用FSCM处理废水时应考虑控制浸泡时间。4)在有可利用自然冷能或工业余冷时,能够降低冷冻法的运行能耗和成本,具有实际意义和理论价值。因此本文采用的基于冷冻过程的复合方法是一种具有潜力且值得进一步研究的高盐高有机物废水的处理方法,并为今后改善技术工艺提供参考。由于不同行业产生的高盐高浓度有机废水差别较大,因此复合方法应用于实际废水时的操作参数和处理效果有待进一步研究。
李商略[10]（2021）在《废LED器件中有价金属的资源潜力分析与回收技术研究》文中指出近年来,发光二极管（Light Emitting Diode,简称LED）在我国得到快速普及与广泛应用,随着其使用寿命的结束未来必将产生大量的LED进入废物流。废LED含极具资源化价值的稀贵金属同时还含有多种有毒有害重金属,若处理处置不当易造成资源浪费,同时还会对生态环境与人类健康产生威胁。本文围绕废LED所含有价金属的资源潜力及其资源化回收技术开展研究,通过建立模型并结合实验数据对我国废LED器件的产生量、资源潜力进行预测评估;采用“热处理-研磨-筛分”技术对LED器件中的有价金属进行分离与富集预处理,并对经预处理所得稀贵金属富集体采用“氧化焙烧-混合酸浸出”法进行稀贵金属回收,通过单因素实验优化反应条件实现贵金属Au、Ag的高效浸出。我国废LED器件中有价金属的资源潜力分析结果显示,在未来消费呈保守、一般、乐观三种不同情景模式下,至2025年我国LED的年报废量将达到41846亿只-60285亿只,废LED的年产生量将达107万t-154万t,2003-2025年间的LED报废总量将达355万t-474万t。在一般情景下,2003年-2025年我国报废LED中的总金属资源潜量将达88万t,其中Cu的蕴含量最多,达61万t,占潜在资源总量的69%,稀贵金属Ga、Au、Ag的蕴含量依次为1011 t、275 t、163 t;总金属资源价值可达1083亿元,其中Au的经济价值最高,达804亿元,占总价值的74%,其次为Cu其经济价值为230亿元,稀贵金属Ga、Ag的经济价值分别为14亿元、6亿元。经“热处理-研磨-筛分”预处理可以实现废LED器件中有价金属的高效分离与富集,焙烧条件下,以10℃/min的升温速率加热至450℃后停止加热并自然冷却至室温,经研磨筛分后LED中所含Ga、Au、Ag、Ca、Al等金属主要富集于d<600μm的小粒级物料中,其浓度含量依次为2299 mg/kg、13655 mg/kg、2188 mg/kg、44744 mg/kg、44632 mg/kg,较初始原料富集了约11.1倍、12倍、15.9倍、10.4倍、4.8倍;金属Cu、Fe、Ni、Zn、Pb等主要富集于d>600μm的大粒级物料中,其浓度含量依次为1056926 mg/kg、26300mg/kg、3123 mg/kg、1309 mg/kg、1635 mg/kg,较初始原料富集约1.9倍、2.1倍、1.7倍、1.4倍,Pb未得到富集。稀贵金属资源化回收研究结果显示,“氧化焙烧-混合酸浸出”可以实现贵金属Au、Ag的高效浸出,Ga的回收效率较低。通过单因素实验探索得到最佳回收条件为:氧化焙烧温度为700℃,HCl+CH3COOH浓度为3.75 mol/L+1.25 mol/L,浸出温度80℃,固液比10 g/L,浸出时间4 h,Fe Cl3的添加量为50%时,金属Au、Ag的浸出率分别为99.3%和91.5%,Ga为20.8%;通过浸出动力学分析可知,本研究体系中Au的浸出过程主要为化学反应控制,可通过提高反应温度、酸浓度和添加氧化剂等条件促进Au的浸出。
二、有机物消解速率影响因素的研究（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、有机物消解速率影响因素的研究（论文提纲范文）
（1）海水化学需氧量的分析方法与监测技术（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 碱性高锰酸钾法测定COD |
| 2.1 消解方式的提升 |
| 2.2 检测方法的改进 |
| 2.2.1 分光光度法 |
| 2.2.2 气相分子吸收光谱法 |
| 3 高级氧化法测定COD |
| 3.1 臭氧氧化法 |
| 3.2 电化学氧化法 |
| 3.3 光催化氧化法 |
| 3.4 光电催化氧化法 |
| 3.5 光(电)催化氧化体系中氯离子的干扰及消除 |
| 4 光谱法测定COD |
| 4.1 紫外光谱法 |
| 4.2 近红外吸收光谱法 |
| 4.3 荧光光谱法 |
| 4.4 拉曼光谱法 |
| 4.5 多源光谱数据融合法 |
| 5 各类检测方法在海水中COD在线监测中的应用 |
| 5.1 基于碱性高锰酸钾法的海水中COD自动在线监测现状 |
| 5.2 基于高级氧化法的海水中COD自动在线监测现状 |
| 5.3 基于光谱法的海水中COD自动在线监测现状 |
| 6 总结与展望 |
（2）三种非晶合金对两种废水的降解性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 印染、含油废水概述 |
| 1.1.1 印染废水及其危害 |
| 1.1.2 含油废水及其危害 |
| 1.2 废水处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 非晶合金的性能 |
| 1.3.1 力学性能 |
| 1.3.2 物理性能 |
| 1.3.3 化学性能 |
| 1.4 非晶合金在废水处理中的应用 |
| 1.5 本课题研究的内容及意义 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验流程 |
| 2.3 实验方法及设备 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验设备 |
| 2.3.3 非晶条带的制备 |
| 2.3.4 印染废水及含油废水的制备 |
| 2.4 样品表征及性能测试 |
| 2.4.1 非晶条带结构表征与性能测试 |
| 2.4.2 降解性能测试 |
| 第3章 非晶合金降解直接蓝6印染废水的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Fe基非晶条带类Fenton法降解直接蓝6 印染废水的研究 |
| 3.2.1 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带的结构表征 |
| 3.2.2 实验过程 |
| 3.2.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.2.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带与还原铁粉降解效果对比 |
| 3.2.5 降解机理分析 |
| 3.3 Cu基非晶条带还原法降解直接蓝6 印染废水的研究 |
| 3.3.1 实验过程 |
| 3.3.2 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金的结构表征 |
| 3.3.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.3.4 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的稳定性分析 |
| 3.3.5 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的路径分析 |
| 3.3.6 Cu_(46)Zr_(45)Al_7Y_2非晶合金降解直接蓝6印染废水的机理分析 |
| 3.4 Al基非晶合金电化学法降解直接蓝6印染废水的研究 |
| 3.4.1 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶条带的结构表征 |
| 3.4.2 实验过程 |
| 3.4.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 3.4.4 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金降解直接蓝6印染废水的稳定性分析 |
| 3.4.5 Al_(86)Ni_(10)Y_4基非晶合金降解直接蓝6印染废水的机理分析 |
| 3.5 非晶合金处理直接蓝6 印染废水的降解效果及方法分析 |
| 3.5.1 降解效果分析 |
| 3.5.2 降解方法分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 非晶合金处理模拟含油废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Cu基非晶合金电化学法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.2.1 非晶电极的结构表征 |
| 4.2.2 实验过程 |
| 4.2.3 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.2.4 Cu_(46)Zr_(46)Al_7Y_1非晶板电化学法降解含油废水的机理分析 |
| 4.3 Al基非晶合金电化学法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.3.1 实验过程 |
| 4.3.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.3.3 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金电化学法降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.3.4 Al_(86)Ni_(10)Y_4非晶合金电化学法降解含油废水的机理分析 |
| 4.4 Fe基非晶条带类Fenton法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.4.1 实验过程 |
| 4.4.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.4.3 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶条带降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.4.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金与还原铁粉的对比实验 |
| 4.4.5 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金类Fenton法降解含油废水的机理分析 |
| 4.5 Fe基非晶合金电Fenton法降解模拟含油废水的研究 |
| 4.5.1 实验过程 |
| 4.5.2 实验参数对降解效果的影响 |
| 4.5.3 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金降解含油废水的稳定性分析 |
| 4.5.4 Fe_(78)Si_9B_(13)非晶合金电Fenton法降解含油废水的机理分析 |
| 4.6 非晶合金处理含油废水的降解效果及方法分析 |
| 4.6.1 降解效果分析 |
| 4.6.2 降解方法分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（3）铁锰铜复合空心材料活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑的性能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 磺胺类抗生素污染现状 |
| 1.1.1 磺胺类抗生素来源及危害 |
| 1.1.2 磺胺类抗生素的污染与去除研究进展 |
| 1.2 高级氧化技术在环境污染中的应用 |
| 1.2.1 臭氧氧化法 |
| 1.2.2 芬顿技术 |
| 1.2.3 光催化技术 |
| 1.2.4 过硫酸盐氧化技术 |
| 1.3 过渡金属催化剂研究概述 |
| 1.4 研究意义及内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 材料制备方法 |
| 2.2.1 碳球制备 |
| 2.2.2 CHS空心材料的制备 |
| 2.2.3 MHS空心材料的制备 |
| 2.2.4 CMHS空心材料的制备 |
| 2.2.5 FCMHS空心材料制备 |
| 2.3 材料表征方法 |
| 2.3.1 扫描式电子显微镜(SEM) |
| 2.3.2 透射电镜(TEM) |
| 2.3.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱(FT-IR) |
| 2.3.5 Zeta电位 |
| 2.3.6 比表面积分析(BET) |
| 2.3.7 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4 铁锰铜空心材料的制备与筛选研究 |
| 2.4.1 CMHS空心材料的筛选 |
| 2.4.2 FCMHS空心材料的筛选 |
| 2.4.3 不同煅烧条件的筛选 |
| 2.4.4 FCM材料的制备 |
| 2.5 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑研究 |
| 2.5.1 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑动力学 |
| 2.5.2 不同催化体系影响实验 |
| 2.5.3 不同催化条件影响实验 |
| 2.5.4 体系共存阴离子影响实验 |
| 2.5.5 自由基淬灭剂影响实验 |
| 2.5.6 催化剂的循环利用与稳定性实验 |
| 2.6 分析检测方法 |
| 2.6.1 磺胺甲恶唑测定方法 |
| 2.6.2 铁、锰、铜离子测定方法 |
| 2.6.3 水中PMS的测定方法 |
| 2.6.4 TOC的测定方法 |
| 2.6.5 自由基测定方法 |
| 2.6.6 磺胺甲恶唑降解中间产物分析方法 |
| 3 催化剂的筛选及表面特征研究 |
| 3.1 铁锰铜空心材料的制备与筛选研究 |
| 3.1.1 碳球制备 |
| 3.1.2 CMHS空心材料的筛选 |
| 3.1.3 FCMHS空心材料的筛选 |
| 3.1.4 不同空心材料的筛选 |
| 3.2 铁锰铜空心材料的表面特征研究 |
| 3.2.1 扫描式电子显微镜(SEM和 Mapping) |
| 3.2.2 透射电镜 |
| 3.2.3 X射线衍射 |
| 3.2.4 傅里叶红外光谱 |
| 3.2.5 比表面积分析(BET) |
| 3.2.6 Zeta电位 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑 |
| 4.1 不同催化体系下磺胺甲恶唑去除效果 |
| 4.2 不同催化条件对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响实验 |
| 4.2.1 污染物浓度对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.2.2 氧化剂投加量对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.2.3 催化剂投加量对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.2.4 初始p H对 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.2.5 缓冲p H体系对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.2.6 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的气体条件影响 |
| 4.3 共存阴离子体系对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.4 自由基淬灭剂对FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑的影响 |
| 4.5 TOC去除 |
| 4.6 催化剂的循环利用与稳定性分析 |
| 4.6.1 催化剂的金属离子溶出 |
| 4.6.2 催化剂的回用性能 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 FCMHS活化PMS降解磺胺甲恶唑机理分析 |
| 5.1 EPR分析 |
| 5.2 FCMHS催化剂反应前后XPS分析 |
| 5.3 活化机理分析 |
| 5.4 磺胺甲恶唑降解路径推测 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生期间发表论文 |
（4）生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 阿特拉津的特性与环境行为 |
| 1.1.1 阿特拉津的性质及使用情况 |
| 1.1.2 阿特拉津的环境影响及生物毒性 |
| 1.1.3 土壤中阿特拉津的修复措施 |
| 1.1.4 阿特拉津在土壤中的环境行为 |
| 1.1.5 影响阿特拉津在土壤中环境行为的因素 |
| 1.2 不同粒径土壤组分的特性及对有机污染物环境行为和赋存形态的影响 |
| 1.2.1 土壤组分的分级及方法 |
| 1.2.2 土壤不同粒径组分的理化特性 |
| 1.2.3 土壤不同粒径组分微生物特征 |
| 1.2.4 有机污染物在不同土壤粒径组分中的环境行为 |
| 1.2.5 有机污染物在不同土壤粒径组分中的赋存形态 |
| 1.3 生物质炭的特性及对土壤环境的影响 |
| 1.3.1 生物质炭来源和特性 |
| 1.3.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.3 生物质炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 生物质炭对有机污染物在土壤中环境效应的影响 |
| 1.4.1 生物质炭影响土壤中有机污染物的吸附 |
| 1.4.2 生物质炭影响土壤中有机污染物的消解 |
| 1.5 生物质炭影响有机污染物消解的生物化学机制研究进展 |
| 1.5.1 生物质炭影响有机污染物消解的微生物学机制研究进展 |
| 1.5.2 生物质炭影响有机污染物消解的物理化学机制的研究进展 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定指标及方法 |
| 2.2 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物质炭对阿特拉津污染土壤不同粒径组分含量的影响 |
| 2.3.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤及不同粒径组分理化性质的影响 |
| 2.3.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.3.4 生物质炭对阿特拉津在未灭菌土壤不同粒径组分中分布和消解的影响 |
| 2.3.5 生物质炭对阿特拉津在灭菌土壤不同粒径组分中分布和残留的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 土壤不同粒径组分质量占比对阿特拉津消解的影响 |
| 2.4.2 生物质炭对土壤不同粒径组分阿特拉津赋存形态和分布的影响 |
| 2.4.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定指标和方法 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生物质炭老化对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 生物质炭老化对土壤吸附阿特拉津的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生物质炭影响土壤吸附阿特拉津的机制 |
| 3.4.2 生物质炭影响土壤阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 4.1.3 测定指标和方法 |
| 4.2 数据处理 |
| 4.2.1 Biolog数据处理 |
| 4.2.2 高通量测序数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤微生物活性和群落对生物质炭的响应 |
| 4.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌多样性和群落结构对生物质炭的响应 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 阿特拉津对土壤中微生物的影响 |
| 4.4.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 5.1.3 土壤微生物群落的测定 |
| 5.2 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.3 生物质炭作用下土壤细菌群落的交互作用 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 生物质炭影响土壤低浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.4.2 生物质炭影响土壤高浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 6.1.2 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 6.1.3 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 6.1.4 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（5）微塑料在农村生活垃圾好氧堆肥中的分布变化及对堆肥效果的影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 文中缩写说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 农村生活垃圾好氧堆肥技术研究进展 |
| 1.1.1 好氧堆肥技术处理农村生活垃圾概述 |
| 1.1.2 农村生活垃圾好氧堆肥中的塑料杂质及其影响 |
| 1.2 环境中微塑料污染现状研究进展 |
| 1.2.1 微塑料污染概述 |
| 1.2.2 土壤环境中微塑料的丰度 |
| 1.2.3 微塑料的风化与破碎 |
| 1.2.4 土壤环境中微塑料的主要来源 |
| 1.3 微塑料的环境生态效应研究进展 |
| 1.3.1 微塑料对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.2 微塑料对土壤酶活性的影响 |
| 1.3.3 微塑料与微生物的相互作用 |
| 1.3.4 微塑料对废物生物处理工艺的影响 |
| 1.4 课题研究目的意义、研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 农村生活垃圾好氧堆肥工艺中微塑料的分布特征研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 农村生活垃圾堆肥处理站及堆肥样品采样点介绍 |
| 2.2.2 堆肥样品中微塑料的提取分离 |
| 2.2.3 堆肥样品中微塑料的鉴定与观察 |
| 2.2.4 堆肥样品理化性质测定 |
| 2.2.5 质控措施及数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 堆肥样品中微塑料提取方法的效果检验 |
| 2.3.2 堆肥工艺中微塑料的丰度变化 |
| 2.3.3 堆肥工艺中微塑料的尺寸与形态特征 |
| 2.3.4 堆肥工艺中微塑料的聚合物种类 |
| 2.3.5 堆肥产物中微塑料的表面微观形貌 |
| 2.3.6 生活垃圾堆肥微塑料的土壤输入量估算及潜在生态风险分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 好氧堆肥过程中大塑料的风化破碎及次生微塑料的产生 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 大塑料破碎产生微塑料试验的堆肥系统设计 |
| 3.2.2 塑料样品表面风化与破碎特征观察 |
| 3.2.3 新产生微塑料的提取与计数 |
| 3.2.4 质控措施 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 堆肥过程中大塑料的表面风化与破碎特征 |
| 3.3.2 不同类型大塑料释放微塑料的丰度差异及成因分析 |
| 3.3.3 农村生活垃圾好氧堆肥中微塑料分布的影响因素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 微塑料对农村生活垃圾好氧堆肥效果的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 添加不同浓度PP微塑料的好氧堆肥试验设计 |
| 4.2.2 好氧堆肥理化性质的测定 |
| 4.2.3 好氧堆肥腐殖化指标的测定 |
| 4.2.4 好氧堆肥酶活性的测定 |
| 4.2.5 DNA提取、测序及微生物多样性分析 |
| 4.2.6 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微塑料对好氧堆肥理化性质的影响 |
| 4.3.2 微塑料对好氧堆肥腐殖化程度的影响 |
| 4.3.3 微塑料对好氧堆肥酶活性的影响 |
| 4.3.4 微塑料对好氧堆肥微生物群落特征的影响 |
| 4.3.5 堆肥微塑料表面附着微生物群落特征研究 |
| 4.3.6 农村生活垃圾好氧堆肥中微塑料的管控建议 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读硕士期间的学术成果 |
| 项目资助 |
（6）煤基活性泡沫炭的制备及其对焦化废水中有机污染物吸附性能的初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 焦化废水的简介及处理技术 |
| 1.1.1 焦化废水的来源及特点 |
| 1.1.2 焦化废水的危害 |
| 1.1.3 焦化废水的处理技术 |
| 1.2 吸附技术在处理焦化废水中的应用 |
| 1.2.1 炭质吸附剂 |
| 1.2.2 吸附剂的孔结构 |
| 1.2.3 吸附剂的表面化学性质 |
| 1.3 泡沫炭 |
| 1.3.1 泡沫炭的原料及制备 |
| 1.3.2 泡沫炭的应用 |
| 1.4 多孔炭的制备方法 |
| 1.4.1 物理活化法 |
| 1.4.2 化学活化法 |
| 1.4.3 模板炭化法 |
| 1.5 选题意义及研究内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试样 |
| 2.1.1 原料的选取与分析 |
| 2.1.2 热失重与基氏流动度分析 |
| 2.1.3 焦化废水的选取与分析 |
| 2.2 实验仪器设备与试剂 |
| 2.3 活性泡沫炭的制备 |
| 2.4 样品性能评价方法 |
| 2.4.1 活化烧失率分析 |
| 2.4.2 体积密度和孔隙率分析 |
| 2.4.3 比表面积和孔结构分析 |
| 2.4.4 抗压强度分析 |
| 2.4.5 扫描电子显微镜分析 |
| 2.4.6 傅里叶红外分析 |
| 2.4.7 X射线光电子能谱分析 |
| 2.4.8 X射线衍射分析 |
| 2.5 吸附实验和有机物种类分析 |
| 2.5.1 COD去除率的计算 |
| 2.5.2 吸附剂吸附容量的计算 |
| 2.5.3 有机物种类分析 |
| 第三章 制备条件对泡沫炭结构和性能的影响 |
| 3.1 发泡温度对泡沫炭生料及泡沫炭结构和性能的影响 |
| 3.1.1 发泡温度对泡沫炭生料和泡沫炭表观形貌的影响 |
| 3.1.2 发泡温度对泡沫炭生料及泡沫炭体积密度的影响 |
| 3.1.3 发泡温度对泡沫炭生料及泡沫炭孔隙率的影响 |
| 3.1.4 发泡温度对泡沫炭生料及泡沫炭抗压强度的影响 |
| 3.2 炭化温度对泡沫炭以及活性泡沫炭结构和性能的影响 |
| 3.2.1 炭化温度对泡沫炭表观形貌的影响 |
| 3.2.2 炭化温度对泡沫炭孔隙率、体积密度的影响 |
| 3.2.3 炭化温度对泡沫炭抗压强度的影响 |
| 3.2.4 炭化温度对活性泡沫炭性能的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 活化条件对活性泡沫炭结构和性能的影响 |
| 4.1 活化温度对活性泡沫炭结构和性能的影响 |
| 4.2 水蒸气流量对活性泡沫炭结构和性能的影响 |
| 4.3 活化时间对活性泡沫炭结构和性能的影响 |
| 4.4 活性泡沫炭与活性炭的表征分析 |
| 4.4.1 比表面积与孔结构分析 |
| 4.4.2 表观形貌分析 |
| 4.4.3 傅里叶红外分析 |
| 4.4.4 X射线光电子能谱分析 |
| 4.4.5 X射线衍射分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 活性泡沫炭处理焦化废水的初探 |
| 5.1 不同炭质吸附剂对废水COD去除率和可生化性的影响 |
| 5.2 吸附前后废水的成分分析 |
| 5.3 吸附时间的影响及动力学分析 |
| 5.4 吸附温度对COD去除率的影响 |
| 5.5 吸附剂投加量对COD去除率的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 下一步工作建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的实践成果 |
| 致谢 |
（7）基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 污泥的来源与分类 |
| 1.3 城市污水污泥成分、危害及处置现状 |
| 1.3.1 城市污水污泥的组成成分 |
| 1.3.2 城市污水污泥的危害 |
| 1.3.3 污泥处置方式及现状 |
| 1.4 磷资源概况 |
| 1.5 污水污泥中磷资源概述 |
| 1.6 污泥热处置过程中磷迁移转化的研究概况 |
| 1.6.1 污泥焚烧过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.2 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.3 污泥水热炭化过程中磷的迁移转化 |
| 1.7 污泥中磷资源回收研究概况 |
| 1.7.1 湿化学回收法 |
| 1.7.2 热化学回用法 |
| 1.7.3 现有研究存在的不足 |
| 1.8 本文研究内容及方法 |
| 第二章 实验装置及表征方法 |
| 2.1 污泥低温燃烧实验装置 |
| 2.2 样品特性表征方法 |
| 2.2.1 SMT磷形态分级测定方法 |
| 2.2.2 液相~(31)P核磁共振谱图分析 |
| 2.2.3 同步辐射X射线吸收近边结构谱分析 |
| 2.2.4 X射线荧光光谱分析 |
| 2.2.5 X射线衍射图谱分析 |
| 2.2.6 扫描电镜图像分析 |
| 2.2.7 BCR重金属分级测试及浸出实验方法 |
| 第三章 污水污泥焚烧、热解和低温燃烧产物中磷含量及有效性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设置与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污泥的理化性质 |
| 3.3.2 污泥热处置方式对固相产物中总磷含量及富集率的影响 |
| 3.3.3 污泥热处置方式对固相产物中磷生物有效性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污泥低温燃烧特性及气/液相产物研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验工况和步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污泥低温燃烧特性分析 |
| 4.3.2 污泥低温燃烧产物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化研究 |
| 5.1 简介 |
| 5.2 实验材料及方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 5.3.2 低温燃烧过程中氧气浓度对污泥中磷形态影响 |
| 5.3.3 污泥低温燃烧过程磷形态转化机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 污泥低温燃烧灰中磷的释放及回收研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料及方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设置与分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 酸对污泥低温燃烧灰中磷及重金属释放影响 |
| 6.3.2 单独存在体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附 |
| 6.3.3 共存体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附特性 |
| 6.3.4 阳离子交换法对富磷提取液中金属离子和磷的去除效果 |
| 6.3.5 以鸟粪石形式回收磷的效率及影响因素 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 生物质耦合污泥低温燃烧过程磷迁移转化研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料及方法 |
| 7.2.1 实验材料分析 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 污泥及混合燃料理化特性 |
| 7.3.2 生物质耦合污泥低温燃烧的特性及对磷富集效率的影响 |
| 7.3.3 生物质耦合污泥低温燃烧过程中磷迁移转化机理 |
| 7.3.4 生物质耦合污泥低温燃烧对产物生物有效性的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 全文总结与展望 |
| 8.1 全文小结 |
| 8.2 本文创新点 |
| 8.3 研究内容展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读博士学位期间科研成果 |
（8）稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 农业面源污染概述 |
| 1.1.1 农业面源污染现状 |
| 1.1.2 农业面源污染国内外研究进展 |
| 1.1.3 农业面源污染治理措施 |
| 1.2 农业面源污染中痕量污染物 |
| 1.2.1 农业面源污染中农药残留 |
| 1.2.2 农业面源污染中内分泌干扰物 |
| 1.3 面源污染治理稻田湿地耦合生态沟渠处理工艺选择 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线图 |
| 2 前置增氧对稻田湿地去除氨氮效能及微生物群落影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置与进水水质 |
| 2.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 稻田湿地系统硝化-反硝化微生物驯化效果 |
| 2.3.2 间歇曝气方式下曝气强度对稻田湿地脱氮效果分析 |
| 2.3.3 稻田湿地优化曝气下对常规污染物去除效果分析 |
| 2.3.4 稻田湿地微生物群落特性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 稻田湿地协同HD菌强化降解农药残留试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验仪器与试剂 |
| 3.2.3 HD菌形态特征及接菌方法 |
| 3.2.4 水样预处理 |
| 3.2.5 土样预处理 |
| 3.2.6 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 稻田湿地退水中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.2 稻田湿地土壤中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.3 稻田湿地农残降解动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 稻田湿地中类固醇雌激素HD菌强化降解试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置与进水水质 |
| 4.2.2 试验仪器与试剂 |
| 4.2.3 预处理 |
| 4.2.4 土样预处理 |
| 4.2.5 衍生化处理 |
| 4.2.6 EDCs的测定条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 稻田湿地去除EDCs效能分析 |
| 4.3.2 HD菌剂强化后稻田湿地各生物单元对EDCs去除分析 |
| 4.3.3 稻田湿地水芹种植期土壤中残留EDCs的变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 稻田湿地HD菌强化降解村落支浜污水微生物群落特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验样品采集 |
| 5.2.2 样品测序方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 微生物种群多样性指数分析 |
| 5.3.2 门水平微生物群落结构分析 |
| 5.3.3 属水平微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生态沟渠原位深度净化稻田湿地退水试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验装置及进水水质 |
| 6.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 生态沟渠对常规污染物去除效能分析 |
| 6.3.2 生态沟渠对EDCs去除效率分析 |
| 6.3.3 稻田湿地-生态沟渠耦合系统进、出水质有机物致突变性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 村落静脉支浜原位生态净化示范工程跟踪评价与效能评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 示范工程选址及概况 |
| 7.2.2 示范工程设计路线 |
| 7.2.3 示范工程区域污染源分类及核算方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 示范工程建成前区域排污总量分析 |
| 7.3.2 示范工程建成后区域排污总量及削减分析 |
| 7.3.3 示范工程水质跟踪评价 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结果与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（9）高盐高有机物废水处理的冷冻复合方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高盐高有机物废水的处理方法 |
| 1.2.1 生化法 |
| 1.2.2 物化法 |
| 1.2.3 组合工艺 |
| 1.3 冷冻法的研究现状 |
| 1.3.1 自然冷冻的研究与应用 |
| 1.3.2 人工冷冻的研究与应用 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 第2章 实验原理及方法 |
| 2.1 实验基本原理 |
| 2.1.1 冷冻分离原理 |
| 2.1.2 加水处理原理 |
| 2.1.3 浸泡处理原理 |
| 2.1.4 离心处理原理 |
| 2.2 实验研究方法 |
| 2.2.1 实验方法 |
| 2.2.2 检测方法 |
| 2.2.3 实验材料及设备 |
| 第3章 冷冻法分离实验研究 |
| 3.1 单向传热条件下的实验研究 |
| 3.2 多向传热条件下的实验研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 基于冷冻过程的FWCM实验研究 |
| 4.1 加水质量百分比对处理效果的影响 |
| 4.2 加水温度对处理效果的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 基于冷冻过程的FSCM实验研究 |
| 5.1 浸泡时间对处理效果的影响 |
| 5.2 浸泡液初始温度对处理效果的影响 |
| 5.3 冰液质量比对处理效果的影响 |
| 5.4 净化效果分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（10）废LED器件中有价金属的资源潜力分析与回收技术研究（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 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 废LED资源化技术研究现状 |
| 1.2.1 稀有金属Ga的回收 |
| 1.2.2 贵金属Au、Ag回收 |
| 1.2.3 稀土元素回收 |
| 1.3 研究内容与创新点 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 1.3.3 主要创新点 |
| 第二章 我国废LED器件中有价金属的资源潜力分析 |
| 2.1 相关模型与关键参数 |
| 2.1.1 消费量模型 |
| 2.1.2 报废量模型 |
| 2.1.3 废LED加权综合模型 |
| 2.1.4 资源潜量分析模型 |
| 2.1.5 金属含量分析方法 |
| 2.2 LED的报废量预测及其资源潜力分析 |
| 2.2.1 LED消费量与废弃量预测 |
| 2.2.2 LED中金属资源潜量及潜值分析 |
| 2.2.3 预测结果的不确定性分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 废LED器件内有价金属的分离与富集 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.1.3 实验仪器与设备 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.1.5 分析与表征方法 |
| 3.2 LED器件中有机物的热稳定性分析 |
| 3.3 热解条件下金属的分离与富集规律研究 |
| 3.3.1 热解温度对有机物去除率的影响 |
| 3.3.2 反应时间对有机物去除率的影响 |
| 3.3.3 金属解离效果分析与表征 |
| 3.3.4 金属随物料粒径的分布规律 |
| 3.4 有氧焙烧条件下金属的分离与富集规律研究 |
| 3.4.1 焙烧温度对有机物去除率的影响 |
| 3.4.2 反应时间对有机物去除率的影响 |
| 3.4.3 金属解离效果分析与表征 |
| 3.4.4 金属随物料粒径的分布规律 |
| 3.5 两种热处理效果的对比分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 稀贵金属的资源化回收研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 实验试剂 |
| 4.1.3 实验仪器与设备 |
| 4.1.4 实验方法 |
| 4.1.5 分析与表征方法 |
| 4.2 焙烧温度对金属赋存形态及其浸出率的影响 |
| 4.3 混合酸浓度对金属浸出率的影响 |
| 4.4 酸配比对金属浸出率的影响 |
| 4.5 浸出温度对金属浸出率的影响 |
| 4.6 固液比对金属浸出率的影响 |
| 4.7 浸出时间对金属浸出率的影响 |
| 4.8 Fe Cl_3强化浸出的效果 |
| 4.8.1 浸出时间对浸出率的影响 |
| 4.8.2 Fe Cl_3添加量对浸出率的影响 |
| 4.9 Au浸出反应动力学分析 |
| 4.10 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
四、有机物消解速率影响因素的研究（论文参考文献）
- [1]海水化学需氧量的分析方法与监测技术[J]. 孙西艳,付龙文,刘永亮,赵建民,陈令新. 中国科学:化学, 2022
- [2]三种非晶合金对两种废水的降解性能研究[D]. 徐晓辰. 沈阳工业大学, 2021(02)
- [3]铁锰铜复合空心材料活化过硫酸盐降解水中磺胺甲恶唑的性能与机制[D]. 王蒙. 西安建筑科技大学, 2021
- [4]生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制[D]. 黄河. 广西大学, 2021(01)
- [5]微塑料在农村生活垃圾好氧堆肥中的分布变化及对堆肥效果的影响研究[D]. 桂嘉烯. 浙江大学, 2021(09)
- [6]煤基活性泡沫炭的制备及其对焦化废水中有机污染物吸附性能的初探[D]. 高翔宇. 太原理工大学, 2021(01)
- [7]基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究[D]. 孟详东. 浙江大学, 2021
- [8]稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究[D]. 侯君霞. 常州大学, 2021(01)
- [9]高盐高有机物废水处理的冷冻复合方法研究[D]. 江苑菲. 北京建筑大学, 2021(01)
- [10]废LED器件中有价金属的资源潜力分析与回收技术研究[D]. 李商略. 上海第二工业大学, 2021(08)
标签：生物质论文; 土壤环境质量标准论文; 土壤结构论文; 污泥负荷论文; 土壤分层论文;