一、高级氧化法降解炼油高浓度有机废水的方案比较（论文文献综述）
陆静怡[1]（2021）在《大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究》文中研究指明石化行业是我国的基础产业之一,为工农业、人民的生产生活及经济的发展提供了能源保障。石化仓储清罐清舱废水主要包括企业定期清洗油库收集、储存石油的油罐及运输船舱的清洗废水,从前石化仓储没有专门设置处理此类废水的设施,部分废水可能不经处理便排入河湖或城市污水管网,但随着国家对环境保护的愈加重视,此类清罐清舱废水亟需得到有效处理。石化仓储清罐清舱废水具有浓度高、成分复杂、水量波动大,难以直接使用传统的生化法来进行处理等特点。本研究以中化仓储清罐清舱废水为对象,结合实际水质特征,进行废水处理可行性实验研究。通过技术筛选,本课题采用加压溶气气浮+Fenton氧化+厌氧生物膜+SBR组合工艺处理石化仓储清罐清舱废水。研究中通过考察破乳剂投加量、进水pH值、反应时长对气浮降解COD效果的影响,确定气浮的最佳反应工况;通过考察初始pH、H2O2/COD（质量比）、H2O2/Fe2+（摩尔比）、反应温度和反应时长对Fenton氧化降解COD效果的影响,确定Fenton氧化工艺最佳工况;考察溶液初始pH和反应时长对新型金属催化剂催化臭氧氧化降解COD效果的影响;通过对比Fenton氧化工艺和臭氧催化氧化工艺处理气浮出水的各方面优缺点,选择更优的Fenton氧化工艺为本研究的处理工艺;采用厌氧生物膜法和SBR法作为生物处理工艺,研究两种工艺对Fenton氧化出水COD的降解情况。通过研究,得出主要结论如下:（1）通过多次试验研究并结合实际水质特点,形成的加压溶气气浮+Fenton氧化+厌氧生物膜+SBR组合工艺,对此类大型石化仓储清罐清舱废水具有良好的处理效果。废水进水COD浓度28000～38000 mg/L,处理后最终出水COD剩余浓度320～400 mg/L,达到《污水综合排放标准》（GB8978-1996）三级标准。（2）结合石化仓储清罐清舱废水油类物质较多的特点,选择气浮工艺作为第一步处理工艺,对此类废水有较好的处理效果,COD去除率可达52.54%。当气浮进水pH为7.0、破乳剂投加量为0.8 ml/L,控制溶气压力为0.4 Mpa、溶气水流量100 mL/min时,反应90 min后气浮处理效果最佳,COD去除率达到52.54%,同时B/C由原水的0.052经气浮后提升至0.105,但可生化性仍小于0.3,难以进行生物降解;（3）针对废水难降解物质多、难以直接进行生物处理的特点,选择高级氧化法对气浮出水进行处理,在对比Fenton氧化工艺和臭氧催化氧化工艺在最佳工况条件下的实验结果后,选择Fenton氧化工艺处理气浮出水,当进水pH为4.0、H2O2/COD（质量比）=1:1、H2O2/Fe2+（摩尔比）=10:1、反应温度为40℃时,反应120 min后,Fenton氧化反应COD剩余浓度最低,COD去除率达到最高64.1%。酸性条件下尤其是pH为4.0时COD去除率较高是因为Fenton反应在酸性环境中产生·OH,使氧化反应成为主导反应;但pH值过低会导致H2O2的稳定性升高,减缓H2O2的分解速率和·OH产生的速率,同时过多的H+会捕捉·OH结合生成H2O,抑制Fe3+还原成Fe2+,阻碍Fe2+的催化再生,不利于氧化反应的进行;而当pH值升高至中性或碱性时,Fe2+无法催化H2O2产生·OH,同时溶液中的Fe2+和Fe3+生成氢氧化物沉淀,失去催化能力,从而影响Fenton反应降解COD的能力。当H2O2/COD（质量比）=1:1时Fenton氧化反应效果最好,因为H2O2投加量较少时,产生的·OH量少,不足以氧化水中全部有机物,使COD无法有效降解;而过量的H2O2会与羟基自由基·OH结合,产生水和化学反应性比·OH低很多的HO2.,导致Fenton反应的氧化能力降低。H2O2/Fe2+（摩尔比）=10:1时Fenton氧化效果最佳,因为当Fe2+浓度较低时,H2O2催化产生的·OH浓度较低,水中污染物不能完全被有效的氧化分解,导致COD剩余浓度偏高;但当H2O2/Fe2+（摩尔比）过高时,过量的Fe2+会与·OH发生反应,导致·OH浓度降低,影响COD的去除率。反应温度为40℃时Fenton氧化降解COD效果最佳,当反应温度由20℃升高至40℃,反应活化能和反应速率提高,COD去除率提高;当反应温度继续升高时,H2O2会热分解成H2O和O2,使芬顿反应不能进行完全,从而阻碍反应的进行。在新型复合金属催化剂催化臭氧氧化的实验中,当pH=9、反应时长为120min时,COD去除率达到50.02%,在反应达到60 min时,废水颜色基本褪至透明无色。废水中存在部分简单有机物,在臭氧催化氧化0～40 min实验初期阶段,易被O3或产生的·OH快速降解矿化,因此COD剩余浓度下降较快;40～120 min实验中期,易被氧化降解的有机物基本被降解完全,此时·OH或O3开始对余下的有机物进行氧化分解,但未能使其完全矿化为CO2,依然留在水体中,因此COD剩余浓度下降趋势逐渐减缓;反应进行120min后,COD剩余浓度和去除率变化幅度不大。臭氧催化氧化反应在碱性条件下效果明显,但若初始pH过高时,存在的OH-数量过大,产生的·OH过多,过量的·OH极易发生淬灭反应,并不能全部参与到有机物的降解矿化反应中去,因此过高的pH对于臭氧催化氧化并非一定存在提升作用,反而有可能弱化臭氧催化氧化效果。在COD降解方面,Fenton氧化工艺处理效果略优于臭氧催化氧化;在反应时长方面,反应进行120 min左右Fenton氧化工艺与臭氧催化氧化工艺均可达到较好的处理效果;在废水脱色方面,臭氧催化氧化略优于Fenton氧化工艺,臭氧催化氧化过程中可明显观察到废水颜色的褪除,在60min时基本褪至透明无色;在提高可生化性方面,两种方法差别不大,均生成具有强氧化性的羟基自由基·OH,能够提高出水的可生化性。综合各方面因素,最终选择Fenton氧化工艺处理气浮出水。（4）考察采用厌氧生物膜法加序批式活性污泥法（SBR）对气浮加芬顿氧化工艺出水进行处理的效果,厌氧生物膜COD去除率为50.51%,SBR法COD平均去除率可达86.95%,最终出水COD剩余浓度320～400mg/L。考察厌氧生物膜工艺降解COD的效果时,进水pH控制在6.5～7.5范围内,外加一定量的硝酸钠,反应柱运行温度控制在（30±1.0）℃,水力停留时间HRT设定为48h,厌氧生物膜反应柱出水COD浓度在2500～3000 mg/L,平均COD去除率为50.51%。考察SBR工艺处理厌氧生物膜出水时,当控制进水pH为7.0～8.0、运行温度为15～30℃、污泥沉降比为30～40%时,出水较为清亮,水质较稳定,出水COD剩余浓度320～400mg/L,平均剩余浓度约为356.4 mg/L,COD平均去除率可达86.95%。
韦春满[2]（2021）在《三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究》文中进行了进一步梳理污水厂尾水中的溶解性有机物（DOM）是经传统的物理、生物和化学处理后残存在尾水中的有机物,难以被传统的处理工艺进一步去除。绿水青山是生态文明建设的中国方案,也意味着污水厂排放标准的日趋严格,因此污水厂尾水的深度处理越来越受到重视和紧迫,也是保证自然水体环境质量逐步提升的主要途径。本文利用三维电解技术,对污水处理厂尾水中DOM的去除进行工艺条件试验研究,同时采用树脂对尾水DOM进行分级,分析DOM各组分在三维电解处理前后的变化特征和初步机理,取得如下主要研究结论:（1）通过对三维电解反应器的工艺条件研究得出:在阳极为Q235碳钢板-阴极为石墨板,粒子电极为铁碳的组合下,当电解电压=20 V,极板间距=8 cm,初始p H=5,电解时间=120 min时,三维电解反应器对COD的去除率为60.38%,达到最优。（2）采用响应曲面法建立三维电解处理污水厂尾水的数学模型,模型P值<0.0001,具有显着性。四个影响因素对COD去除率影响的顺序为:极板间距>初始p H>电解电压>电解时间,其中初始p H—电解电压、电解时间—极板间距交互作用高度显着。响应曲面法得到的最优实验条件为:初始p H=4.85、电解电压=20.15 V、电解时间=125.16 min、极板间距=7.65 cm,预测COD去除率为55.94%,其实际值为53.40%,相对偏差2.54%,该计算模型预测效果良好。（3）树脂分离污水厂尾水中DOM组分的组成显示,疏水性酸性物质（HOA）和疏水性中性物质（HON）是污水厂尾水DOM中的主要成分;HOA的UV254值最大,不饱和度最高;疏水性碱性物质（HOB）的芳香度最高,含有共轭不饱和双键或芳香性有机物含量最多。紫外-可见分光光谱显示,污水厂尾水DOM中含有苯环、苯羧酸基和苯羟基等物质。红外光谱显示,污水厂尾水DOM中含有带氢键的物质、苯的衍生物、氯或者溴化物、醇、醚或酮类有机物、胺类物质。三维荧光光谱显示,污水厂尾水DOM中主要含有类腐殖酸物质、类溶解性微生物代谢产物。XPS谱图显示,污水厂尾水DOM中,芳香族化合物含量最高,其次为脂肪族化合物。（4）三维电解法对污水厂尾水DOM各组分均有一定的去除效果,对TOC的去除率为56.89%,对疏水性有机物的去除效果优于亲水性,对HON组分的去除效果较为明显,降低了出水各组分的复杂化程度;能够有效去除DOM中的类腐殖酸物质,将水中大分子的腐殖质分解为小分子的类蛋白物质;能去除尾水DOM中的不饱和共轭结构,减少含羰基、羧基等官能团结构的含量,提高了出水的芳香性。研究证明,三维电解可以有效降解污水厂尾水中的DOM,为污水厂尾水的深度处理提供更多的理论支持和数据支撑。
田鹏昊[3]（2020）在《高浓度不饱和聚酯树脂废水处理研究》文中进行了进一步梳理不饱和聚酯树脂具有优异的力学性能和灵活的工艺性能,广泛应用于众多生产行业。而不饱和聚酯树脂废水作为一种典型的高浓度有机废水,具有较高的毒性并且极难降解,若直接排放对环境危害巨大,严重制约着我国树脂行业的发展。本文针对这些问题采用蒸馏-降温和臭氧的联合技术来对不饱和聚酯树脂废水进行处理,降低了废液中有机物和无机物的浓度以及废液的毒性,提高了其生化性能。本文通过对比蒸馏、降温、蒸馏再降温三组实验后发现,单纯对不饱和聚酯树脂废水蒸馏或降温处理没有明显的效果,但将蒸馏、降温联用后,废液的电导率下降27.7%,TDS下降58.4%,CODcr下降25.4%,pH从2.23提高到4.03,BOD5降低30.9%。生产不饱和聚酯树脂的原料之一的顺丁烯二酸酐会以大量白色絮团的形式析出,同时废水的刺激性气味明显降低。采用蒸馏-降温的物理方法简单、有效、无污染,并且还可以降低生产成本。采用臭氧氧化法对蒸馏-降温处理后的不饱和聚酯树脂废水做进一步的处理,考察了通入臭氧浓度、反应时间、废液初始pH对臭氧处理效果的影响。臭氧的最佳反应条件为:臭氧浓度70 mg/L,处理时间60 min,废液初始pH为9。通过实验发现,臭氧法对去除废液电导率的效果一般,但可以有效降低废液的TDS和CODcr,分别降低了 66.4%和53.5%。在最佳反应条件下,臭氧氧化反应符合一级动力学方程,反应速率常数K=0.00875。为进一步强化臭氧对不饱和聚酯树脂废水的处理效果,设计了电催化臭氧的小试电解槽。采用数值模拟的方法对小试电解槽进行了分析,当电解槽进气管上方分气孔数量为11个时,臭氧可以更均匀进入电解槽,增加了极板表面的气体浓度。并使电解槽内流场形成环流,同时电解槽内流场无死区,电催化臭氧生成的强氧化物质可以与废液均匀混合。
王丹[4]（2020）在《超重力臭氧高级氧化技术处理化工有机废水的研究》文中认为随着化工废水排放量的持续增多,化工废水中有机污染物对环境的危害逐渐加剧。化工有机废水的成分复杂、有机物不易分解且具有毒性,利用传统处理方法很难彻底降解,因此化工有机废水的处理方法和技术的创新与改进是我国水环境保护亟待解决的问题。臭氧高级氧化技术是目前水处理研究领域前沿性的技术之一,该技术具有很好的应用前景,但是臭氧在传统反应器内吸收效果较差,应用效率低,导致运行成本较高,因此臭氧在处理工业废水的应用有一定的局限性,需要寻求一种高效的臭氧反应器。本研究采用旋转填充床（Rotating Packed Bed,RPB）作为实现超重力臭氧高级氧化技术的反应器,针对多种化工有机废水开展了臭氧传质的模型研究和有机物降解的动力学研究,根据传质理论建立臭氧在超重力反应器中的传质系数模型,根据臭氧反应动力学特点,本研究尝试提供一种新的思路和建模方法,对化工有机废水中有机物和化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD）的去除过程建立经验关联式模型,并对两种典型的实际化工有机废水采用超重力臭氧高级氧化法进行处理,考察废水的处理效果,臭氧传质模型与动力学模型在实际废水处理中均被证实具有很好的预测性和指导意义。本文研究内容和主要结论如下:（1）采用RPB-O3和RPB-O3/H2O2工艺处理对苯二酚废水,并对对苯二酚的降解、COD的去除以及臭氧的吸收效果进行研究。当pH由7提高到11时,两种体系下对苯二酚的降解率（βHQ）和COD去除率（βCOD）逐渐提高,且O3/H2O2体系的处理效果和臭氧利用效果均优于单独O3体系。RPB-O3/H2O2处理对苯二酚废水,当RPB转速为800 rpm,气量和液量分别为60 L·h-1和30 L·h-1,pH=10.0,臭氧浓度=75 mg.L-1,r（H2O2/O3）=0.25的常温条件下,,βHQ可以达到90%,βCOD为43%,βo3约为90%,Y值约0.5;在相似条件下,RPB-O3体系处理对苯二酚废水后βHQ=83%,βCOD=33%,βo3约为80%,Y值约0.45。O3和O3/H2O2处理后,对苯二酚降解的主要中间产物是对苯醌。（2）建立RPB中臭氧在废水中的传质系数KGa模型,考察不同因素对KGa实验值与模型值的影响规律,对模型的预测性进行评价。结果表明RPB-O3处理对苯二酚废水时,KGa模型的模型值与实验值的误差在10%以内;对于苯酚废水,KGa的模型值与实验值的误差为15%以内。KGa模型不仅可有效预测单一有机废水,还可以有效预测实际焦化废水中的臭氧传质过程。（3）提出RPB-O3体系处理化工废水中有机物降解和COD去除速率的模型建立思路和方法。根据RPB-O3体系对苯酚、邻苯二酚、对苯二酚和苯胺废水的处理规律,建立RPB-O3对有机物降解和COD去除的经验关联式模型,并验证了该关联式模型对单一有机物废水的降解速率预测值与实验值的误差在25%以内。该模型也可应用于实际焦化废水的COD和挥发酚的去除效果预测。该模型不仅对单一有机物废水的降解效果具有良好的预测性,对于实际废水处理效果的预测也有很好的效果。（4）采用RPB-O3/H2O2工艺对对苯二酚废水进行处理,在实验条件下,需要同时考虑O3与对苯二酚的直接氧化反应以及O3与HO2的反应。随着废水pH值的增大,kapp-HQ和kpp-COD有提升,碱性条件下更有利于RPB-O3/H2O2处理对苯二酚废水。r（H2O2/O3）、RPB转速、臭氧浓度、气量和液量的增加均能提高kapp-HQ和kapp-COD。在相同条件下,RPB-O3/H2O2体系处理对苯二酚废水的kapp-HQ=2.341 s-1,kapp-COD=0.536 s-1,而搅拌反应器（Stirred Tank Reactor,STR）中kapp-HQ=0.00159 s-1,kapp-COD=3.820×10-4 s-1。（5）利用RPB-O3和RPB-O3/H2O2工艺对聚甲醛实际废水进行处理。聚甲醛废水的COD与臭氧的总反应速率常数kpom约为280-285 L·mol-1·s-1。比较不同的操作条件下RPB-O3和RPB-O3/H2O2对废水COD去除的效果发现,当臭氧气量G=60 L·h-1,液量L=30 L.h-1,废水初始 pH=8.5,臭氧进口浓度 Co3-in=70 mg·L-1,r（H2O2/O3）=0.4,温度T=290 K时,RPB-O3/H2O2对COD去除率可以达到55%,而RPB-O3对COD的去除率约为26%相比于RPB-O3、STR-O3和STR-O3/H2O2处理体系,RPB-O3/H2O2体系在聚甲醛废水的COD去除和臭氧利用效果方面更有优势。（6）将超重力反应器与臭氧氧化方法相结合,对实际焦化废水调节池、二沉池出水分别进行处理。RPB-O3对二沉池废水的COD去除有一定的作用,对二沉池废水中的挥发酚去除率可达到100%,调节池废水的挥发酚去除率可达到61%。处理二沉池废水的臭氧利用效果Y值约0.1-0.5,臭氧传质系数KGa模型在处理二沉池废水的预测误差在25%之内,利用RPB-O3的动力学经验关联式模型可以有效预测调节池废水的处理效果。比较RPB-O3处理二沉池和调节池废水后水体可生化性的变化情况发现,二沉池废水处理后BOD5/COD可提高近3倍,然而调节池废水处理后BOD5/COD降低。RPB连续操作的分级处理方式比间歇操作的循环处理方式更有优势。
龙琦[5]（2020）在《植物酸化油废水厌氧生化法处理研究》文中提出植物酸化油废水由于其酸性强、有机物含量高、硫酸盐含量高和难生物降解等特性,在实际工程应用中面临处理成本高昂、处理效果不佳等问题。本课题以广东省东莞市某实业有限公司植物酸化油生产废水为研究对象,根据废水的污染特性和废水处理工程中存在的问题,提出了采用厌氧序批式反应器（ASBR）处理植物酸化油废水的工艺方法,并对反应器的启动方式、处理效能、参数优化和基质降解动力学进行了研究,为工程应用提供理论依据。对ASBR处理植物酸化油废水采用不同负荷的启动方式进行了研究。研究发现,低负荷启动条件下（前期废水经过稀释）污泥能更快速适应高浓度植物酸化油废水的冲击负荷,此时反应器有更高的有机物去除效率和更少的挥发性脂肪酸（VFA）、硫化物累积。低负荷启动与高负荷启动稳定后的平均COD去除率分别为51.2%、40.2%,稳定后VFA的平均积累浓度分别为1069 mg·L-1和1225 mg·L-1。稳定后硫化物的平均积累浓度分别为47.8 mg·L-1和77.6 mg·L-1。对运行稳定的ASBR处理植物酸化油废水的重要影响因素和处理效能进行了研究。结果表明,植物酸化油废水在厌氧反应初始p H=5、5.5的条件下,p H、硫化物浓度、VFAs浓度在一个周期的反应阶段内的波动较小,COD的去除率仅为15%～20%;而在初始p H=6、6.5、7、7.5、8的条件下p H、硫化物浓度、VFAs浓度波动较大且COD去除率可达50%～60%。根据不同初始p H下ASBR处理植物酸化油废水的效能与废水停留时间的关系,建立初始p H-废水停留时间-COD去除率定量关系的多元非线性回归模型,该模型显着性高。由模型结论可知,在初始p H为7.5,废水停留时间为84h时有最大的COD去除率。对优化条件下的植物酸化油废水的厌氧反应进行了基质降解动力学研究,结果表明,在基质快速降解期内COD得到快速去除,基质的比降解速率高,模型=507.6-（2.633×106）/（S-4390）可以较好地描述此时的基质降解过程;在抑制期内COD去除速率快速下降,基质比降解速率低,模型=（1199-（6.219×106）/（S-4390））×（1-P/1082）0.4326可以较好地描述此时的基质降解过程。
刘璐洁[6]（2020）在《Fe2+活化过硫酸钠对石化二级出水有机物去除特性研究》文中研究指明近年来,国家对石化行业环境治理的要求越来越严格。石化废水是典型的难降解有机废水,二级出水中仍有大量难生物降解的有机污染物。传统高级氧化法的局限性成为了水厂提标改造中的一个难题,亟需深入研究一种高效、经济、节能环保的深度处理工艺。过硫酸盐氧化技术以其更稳定、氧化还原能力更强、适用范围更广等优点,成为一个新的研究热点。本课题以东北某石化污水处理厂的二级出水为研究对象,探讨了Fe2+活化过硫酸钠对石化二级出水有机物的去除特性,构建混凝—过硫酸盐氧化组合工艺,通过混凝前处理减轻过硫酸盐氧化的负荷,提高出水水质。采用超滤膜法对水样分级,并结合DOC、UV254、蛋白质、多糖等指标和三维荧光光谱从分子量的角度分析有机物的去除特性。研究结果如下:（1）石化二级出水中DOC和COD的均值分别为20.73 mg/L和85.00 mg/L。分子量<3 K有机物的DOC占原水DOC的61.79%,其UV254和SUVA值也最高,芳香异构化程度最高;蛋白质以<3 K的组分为主,约占原水蛋白质的82.11%;<3K的多糖约占原水中多糖的56.99%;原水中有两个明显的荧光峰:峰1（Ex/Em=280/350 nm）溶解性微生物产物和峰2（Ex/Em=225/350 nm）色氨酸类芳香族蛋白质。（2）硫酸盐氧化体系在p H=2～10范围内均适用;适量的Fe2+可促进对有机物的降解,过量则有抑制作用;DOC的去除率随着PS/12COD的增加先升后降。在Fe2+=6.0mmol/L,PS/12COD=1（COD=85mg/L,PS=1020 mg/L）的条件下,DOC和COD分别降至11.70 mol/L和41.49 mg/L,去除率分别为44%和51.2%,出水达到《石油化学工业污染物排放标准》（GB 31571-2015）要求的排放标准。分子量为3-10 K区间有机物的DOC去除率最高,达到85.7%;分子量<50 K的蛋白质去除率均高于60%;50-100 K和<3 K的多糖去除率分别达到87.4%和71.7%;峰1和峰2的荧光强度明显减弱,去除率分别为22.5%和23.1%。（3）随着聚合氯化铝（PAC）投加量从10 mg/L增加到35 mg/L,出水DOC和COD浓度先降后升。最佳PAC投加量为25 mg/L,出水DOC和COD的浓度分别为16.16 mg/L和64.00 mg/L,去除率分别为22.05%和22.89%。（4）当PAC=20 mg/L,Fe2+=6.0 mmol/L,PS/12COD=1（COD=64 mg/L,PS=768mg/L）时,有机物去除效果最佳,DOC和COD浓度降为9.34 mg/L和30.82 mg/L,去除率分别达到为55%和63.8%,出水满足GB 31571-2015要求的排放标准。相较单一氧化,混凝预处理可节约25%的Na2S2O8投加量,DOC、COD、蛋白质和多糖的去除率分别提高了11%、12.6%、20.8%和2.2%,峰1和峰2的荧光强度去除率分别提高了16.9%和19.6%,分子量为30-50 K区间有机物的DOC去除率最大,提高了到37.8%;分子量为30-50 K区间有机物的UV254去除率提高了11.1%;<3 K、3-10 K、10-30 K和30-50 K的蛋白质去除率分别提高了31.3%、19.6%、6.1%和16.9%;<3 K的多糖的去除率提高了7.6%。该组合工艺对有机物去除效果更好,更有效降解芳香族蛋白质和溶解性微生物物质。
张策[7]（2020）在《UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究》文中研究指明农药废水毒性强、难生物降解物质多,处理难度大,对水环境污染严重。Fenton法作为一种典型的高级氧化法,可依靠芬顿试剂的强氧化性,将难以降解的大分子物质氧化为小分子无毒物质,对难降解的工业废水有较好的处理效果。但在实际应用中,传统Fenton法还存在处理成本高、pH值适用范围窄、处理效果难以满足要求等不足。近年来,Fenton法的改进与强化是高级氧化法的一个研究方向,其中投加催化剂、光催化氧化是研究热点之一。本试验主要研究UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水的效果及工艺条件,为农药废水的高效处理及实际应用提供技术依据。以大连瑞泽农药厂二期农药废水为研究对象,通过小试试验研究UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水的效果及工艺参数,研究内容包括:Fenton体系、UV/Fenton体系和UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系处理农药废水的效果研究,pH值、反应时间、H2O2投加量及催化剂投加量等因素影响的研究,最佳工艺参数的确定。单独使用H2O2虽可对农药废水产生一定处理效果,但有机物降解效率极低,均不过10%。使用传统Fenton法处理农药废水,当pH为4,H2O2投加量为16mL/L,FeSO4·7H2O投加量为2g/L时,农药废水中的COD去除率最高可达85.17%。紫外光的辐射可较大程度上提高Fenton试剂对有机污染物的处理效果,试验中使用UV/Fenton法处理农药废水,在pH为4,H2O2投加量为12mL/L,投加次数为4,FeSO4·7H2O投加量为1.6g/L,紫外灯功率为40W,光照反应为60min时,COD去除率可达91.16%,相比于传统Fenton法,对COD的去除率可提升6%左右。在UV/Fenton法内投加高效复合催化剂FeOX-CeOX-CSC,能够提高处理效果,并降低处理成本。正交试验的结果表明,当pH为3,H2O2投加量为12mL/L,FeOX-CeOX-CSC复合催化剂投加量为6g/L,光照反应为45min时,反应达到最佳条件,COD去除率可高达95.14%,且在最佳反应条件下,农药废水色度可由320倍降至16倍,色度去除率达到95%。UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系对农药废水降解效果显着,且复合催化剂FeOX-CeOX-CSC可重复利用性高,5次重复利用后对COD去除率仍可达到80%以上,不仅节省了药剂成本,而且极大程度上克服了Fenton反应产泥量高的弊端。采用UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系处理农药废水,对减轻农药废水对水环境的污染具有重要意义。
陈明[8]（2020）在《强化光生物催化降解有毒有机废水及资源转化的新型光纤研究》文中研究说明当今世界,环境污染和能源短缺是制约当今社会发展的两个重大问题。有毒有机污染物的降解和可再生能源生产成为环境和能源研究领域共同关注的热点之一。积极开发环境友好且符合经济发展的有毒污染净化技术,同时实现有毒污染物治理中的资源转化,成为关系中国可持续发展以及实现“美丽中国”的重要战略需求。光催化-生物降解直接耦合（ICPB）技术是将光催化技术和生物膜降解技术直接耦合在同一反应器内,光催化剂将高浓度废水快速降解到低浓度,生物膜则利用光催化降解次级产物进行生长代谢;此外,生物膜生长代谢消耗低毒性有机碳源并释放出代谢物O2,光催化剂降解高毒性有机物并消耗O2,使得二者在同一反应器内相互耦合相互促进,实现对有毒有机污染物的快速彻底矿化。因此,ICPB技术克服了单独光催化降解不彻底以及单独生物膜降解时间长等缺点,极大提升了有毒有机废水的降解效率,在国际上被普遍认为是最前沿和最具潜力的有毒污染治理技术。然而这种技术同样存在着光催化剂活性低、载体对光衰减严重,导致有毒有机废水降解效率低;生物膜量有限,生物质采收困难,难以实现废水治理中的资源转化等缺点。为了改良ICPB技术,进一步提升反应器对有毒有机废水的降解效率和资源转化能力,本文以ICPB降解对含酚废水为研究对象,主要开展了以下三项研究工作:（1）为了提升光催化活性及光能利用与转化效率,研制了新型可见光响应光催化空心光纤。首先采用溶胶-凝胶法制备了上转换发光剂(Er3+:YAlO3),随后采用乙醇作为分散液将TiO2、Er3+:YAlO3及SiO2配置成光催化溶胶,采用提拉法将溶胶涂覆在空心石英光纤表面,研制出基于Er3+:YAlO3/SiO2/TiO2（EYST）材料的可见光响应光催化光纤;其次,搭建光催化光纤降解酚类废水实验系统,优化光催化反应条件（如废液温度、浓度、PH等）,探究了不同条件下光催化光纤降解酚类废水的性能。实验研究表明:4-氯苯酚（4-CP）废水浓度为100mg/L,流速为10ml/min,温度为55℃,pH为6时,EYST涂覆光催化光纤在10小时内对其降解率达到69.82%,液相总有机碳降解率为42.57%,脱氯率为65.21%。（2）在EYST涂覆光催化光纤研究基础上,为了进一步提升光催化反应器降解含酚废水的性能,研制了N/Ag/SiO2/TiO2（NAST）紫外-可见光催化材料,并将其涂覆在空心光纤表面,获得了NAST涂覆光催化空心光纤;设计了新型光催化-生物降解直接耦合（ICPB）反应器,并搭建NAST涂覆光催化光纤降解酚类废水实验系统,探究了NAST涂覆光催化光纤在ICPB反应器内对含酚有毒有机废水的降解性能。实验研究表明:NAST涂覆光催化光纤表面催化材料厚度为20μm,ICPB反应器中废液体积为100ml,温度为35℃,pH为7,NAST涂覆光催化光纤在14小时内对高浓度苯酚废水（200mg/L）的降解率达到99.15%,TOC降解率达到81.11%,10小时内对4-CP废水（50mg/L）的降解率达到96.04%,TOC降解率达到68.02%,脱氯率为68.22%。（3）为了实现高效含酚废水降解与资源转化（微藻生物质生产）,构建了基于NAST涂覆光催化光纤与斜生栅藻耦合的ICPB反应器。对比研究了单独生物膜（B）、单独光催化（P）和光催化-生物膜直接耦合（ICPB）体系降解有毒有机废水性能。实验研究表明:ICPB体系对废水的降解性能明显优于B体系和P体系,ICPB体系在与P体系相同的实验条件下,完全降解200mg/L的苯酚废水所需时间比P体系少8小时,对液相总有机碳的降解率为P体系的1.31倍,完全降解50mg/L的4-CP废水所需时间比P体系少6小时,对液相总有机碳的降解率为P体系的1.39倍,脱氯率为P体系的1.30倍。ICPB反应系统运行20天,降解4-CP性能不变;ICPB反应器中微藻生物膜干重和生物膜油脂含量分别达到197mg和24.81%,相比于正常营养液培养的生物膜均有所提升。
孟元[9]（2020）在《叶酸生产废水蒸馏处理试验研究》文中进行了进一步梳理叶酸生产废水是一种高氨氮、高色度、高盐分、高COD的工业废水,处理不当会造成严重的生态污染。现有的各类化学与生化处理方法均存在流程复杂、效果不稳定、成本高等问题。考虑到废水中各类物质物理性质的差异,本论文采用蒸馏法处理叶酸生产废水,研究处理效果和分离机理,并通过响应面法设计试验,优化了蒸馏法处理的工艺参数,旨在为叶酸生产废水蒸馏处理技术开发奠定基础。研究获得的主要结果如下:（1）对取自陕西省西安市高新区某化工制药厂生产叶酸产生的废水进行普通蒸馏,废水中的污染物大部分被留在了残液中,冷凝液中污染物含量很低。（2）调节废水不同初始pH值,研究了冷凝液的COD与氨氮浓度的变化,得到废水初始pH值对冷凝水水质的影响规律。pH越低,冷凝液的COD浓度越高,随着pH的提高,冷凝液的COD浓度快速降低。而pH值对氨氮浓度的影响恰好相反。（3）降低蒸馏压强可以有效提高蒸馏处理的氨态氮和COD去除率。减压蒸馏降低了叶酸废水的沸点,减少了叶酸废水中含氮复杂有机物受热分解生成的氨态氮和挥发性脂肪酸,最终减少了氨态氮和挥发性脂肪酸的挥发,降低了冷凝液中的氨氮浓度和COD浓度。（4）借助Design-Expert 8.0分析软件,采用Box-Behnken设计法对实验进行了响应面试验设计以优化旋转蒸发工艺工况条件。其最佳处理效果的条件参数如下:pH调节为4.5、真空度控制在0.04Mpa、转速设置为0r·minL-1、过滤程度是用滤膜过滤,所得出水达到了《污水排入城镇下水道水质标准》（GB/T31962-2015）中规定的市政管网接管标准。
杜浪[10]（2019）在《微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响》文中研究指明为了改善水环境现状,满足治水提质要求,南方某污水处理厂进行了提标改造工作,将原有MSBR工艺升级改造为A2O工艺,以满足出水达到地表准IV类水的要求。本课题在升级改造工程完成后,对升级改造工艺运行情况进行调研与评估,找到水厂运行过程中存在的问题,并提出相应的解决方案。调研发现污水处理厂因为剩余污泥处理处置困难,所以该污水处理厂增加了污泥热解装置进行污泥减量,处理后的污泥减量超过70%,但在污泥减量过程中每天产生了100吨左右的污泥压滤液排入到污水厂生化段。污泥压滤液COD含量可达25000～60000 mg/L,氨氮含量在2500 mg/L左右,是高浓度难降解有机废水,其加入到污水厂生化段中,可能会对水厂运行产生一定的影响。通过调研发现,污水处理厂在升级改造完成后,在没有污泥压滤液加入到污水厂生化段的情况下出水氨氮、总磷、总氮、COD和大肠杆菌浓度均能稳定达到地表准IV类水的要求,达标率分别为100%、98%、100%、95%和100%,整个水厂运行情况良好。当污水处理厂生化段开始接纳处理污泥压滤液时,水厂出水COD达标率下降到了35.9%,而其他指标达标率基本无变化。这表明了污泥压滤液的难降解有机物影响了污水处理厂COD的去除。为了提高污泥压滤液的可生化性,降低其COD含量,保证其排入污水厂生化段后不会影响出水水质达标,本课题提出了使用铁碳微电解处理压滤液的方法。铁碳微电解试验使用铁碳微球作为填料,通过小试试验确定了微电解最佳反应工况:p H=4,反应时间4 h,气水比30:1,此时微电解对COD去除率达到35%。用微电解出水进行生化试验,试验表明活性污泥系统处理铁碳微电解出水和生活污水的混合液效果较好,出水COD浓度能控制在30 mg/L以下。A2O工艺中试系统污泥直接从水厂接种,在7天内实现了系统的成功启动。两套系统对出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为90%、98%、70%和80%,平均浓度分别为25 mg/L、0.15 mg/L、5.7 mg/L和0.6mg/L。中试数据表明污泥压滤液有利于系统的TN和TP的去除,装置一出水TP、TN平均浓度比装置二分别低0.1 mg/L、0.5 mg/L;污泥压滤液对氨氮的去除无明显影响,两套装置氨氮出水浓度均能维持在较低水平（≤0.35mg/L）;污泥压滤液对出水COD有较大影响,混入了压滤液的生活污水经系统处理后不能达到地表准IV类水的出水要求,平均超标10 mg/L左右。经过铁碳微电解处理后的污泥压滤液排入A2O生化系统,出水COD能达到地表准IV类水要求,出水COD平均浓度为24 mg/L,整个系统的COD去除效率保持在89%以上。铁碳微电解可以有效降低污泥压滤液中的难降解有机物,同时提高其生化性,保障生化系统出水COD≤30 mg/L。
二、高级氧化法降解炼油高浓度有机废水的方案比较（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、高级氧化法降解炼油高浓度有机废水的方案比较（论文提纲范文）
（1）大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 综述 |
| 1.2.1 石化仓储清罐清舱废水处理现状 |
| 1.2.2 物理处理法 |
| 1.2.3 物化处理法 |
| 1.2.4 化学处理法 |
| 1.2.5 生物处理法 |
| 1.2.6 组合工艺 |
| 1.3 课题的提出 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 实验分析方法与处理工艺筛选 |
| 2.1 实验分析及计算方法 |
| 2.1.1 COD测定方法 |
| 2.1.2 可生化性(B/C)测定方法 |
| 2.1.3 其他水质分析项目及分析方法 |
| 2.2 处理工艺筛选 |
| 2.2.1 处理工艺选择原则 |
| 2.2.2 工艺筛选 |
| 第3章 气浮-Fenton氧化与气浮-臭氧催化氧化处理工艺效果比较研究 |
| 3.1 实验装置及材料 |
| 3.1.1 实验试剂及材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验装置 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 气浮实验主要内容 |
| 3.2.2 Fenton氧化实验主要内容 |
| 3.2.3 臭氧催化氧化实验主要内容 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 破乳剂投加量对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.2 反应时长对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.3 pH值对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.4 pH值对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.5 H_2O_2/COD(质量比)对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.6 H_2O_2/Fe~(2+)(摩尔比)对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.7 反应温度与反应时长对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.8 pH值与反应时长对臭氧催化氧化COD去除率影响的研究 |
| 3.3.9 各阶段处理水可生化性B/C比分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 后续生物处理工艺降解COD的性能研究 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 实验内容与用水 |
| 4.2.1 实验内容 |
| 4.2.2 实验用水 |
| 4.3 生化处理系统启动与运行 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 水力停留时间对厌氧生物膜处理法降解COD的影响 |
| 4.4.2 序批式活性污泥法(SBR)处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 工程设计方案 |
| 5.1 设计依据及原则 |
| 5.1.1 设计标准及依据 |
| 5.1.2 设计原则 |
| 5.2 污水水质水量及排放标准 |
| 5.2.1 进水水质水量 |
| 5.2.2 设计出水水质 |
| 5.3 工艺方案论证 |
| 5.3.1 污染物的去除机理 |
| 5.3.2 工艺选择 |
| 5.4 工程设计 |
| 5.4.1 设计工艺流程简图 |
| 5.4.2 设计工艺单元去除率分析表 |
| 5.4.3 设计工艺流程简述 |
| 5.4.4 工艺单体设计 |
| 5.5 运行成本分析 |
| 5.5.1 电费 |
| 5.5.2 药剂费 |
| 5.5.3 人工费 |
| 5.5.4 污泥处置费 |
| 5.5.5 设备维修费 |
| 5.5.6 费用合计 |
| 5.5.7 平面图及高程图 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水厂尾水中的有机污染物 |
| 1.3 溶解性有机物的去除方法 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 混凝沉淀法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.5 电化学氧化法 |
| 1.4 三维电解法的研究进展 |
| 1.4.1 三维电解法简介 |
| 1.4.2 三维电解法机理及特点 |
| 1.4.3 三维电解法的研究现状 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第2章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 水样来源及水质 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 溶解性有机物分级方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 第3章 三维电解反应器的性能研究 |
| 3.1 电极材料对COD去除效果的影响 |
| 3.2 粒子电极对COD去除效果的影响 |
| 3.3 电解电压对COD去除效果的影响 |
| 3.4 极板间距对COD去除效果的影响 |
| 3.5 初始p H对COD去除效果的影响 |
| 3.6 电解时间对COD去除效果的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 三维电解的响应曲面法工艺优化研究 |
| 4.1 响应面分析实验设计及结果 |
| 4.2 方差分析与显着性检验 |
| 4.3 因子交互效应和响应面分析 |
| 4.4 最优实验条件及验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水厂尾水中溶解性有机物特征研究 |
| 5.1 污水厂尾水水质 |
| 5.2 有机物组成分析 |
| 5.2.1 各组分的有机物含量分布 |
| 5.2.2 紫外-可见光谱特性分析 |
| 5.2.3 红外光谱特性分析 |
| 5.2.4 三维荧光光谱特征分析 |
| 5.2.5 X射线光电子能谱分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 溶解性有机物在三维电解中的去除特征研究 |
| 6.1 溶解性有机物分布变化分析 |
| 6.2 紫外-可见光谱变化分析 |
| 6.3 红外光谱变化分析 |
| 6.4 三维荧光光谱变化分析 |
| 6.5 X射线光电子能谱分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发布的学术论文 |
| 致谢 |
（3）高浓度不饱和聚酯树脂废水处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号与缩写说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 不饱和聚酯树脂概述 |
| 1.1.2 不饱和聚酯树脂废水简介及其危害 |
| 1.2 不饱和聚酯树脂废水处理研究现状 |
| 1.2.1 生物处理法 |
| 1.2.2 高级氧化法 |
| 1.2.3 其它方法 |
| 1.3 课题主要研究内容及创新点 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 本课题创新点 |
| 第2章 不饱和聚酯树脂废水预处理方案设计及实验 |
| 2.1 实验原理 |
| 2.1.1 蒸馏浓缩 |
| 2.1.2 降温结晶 |
| 2.2 实验材料及方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 检测方法 |
| 2.3 预处理实验结果与分析 |
| 2.3.1 实验现象分析 |
| 2.3.2 废液电导率变化分析 |
| 2.3.3 废液TDS变化分析 |
| 2.3.4 废液pH变化分析 |
| 2.3.5 废液COD_(Cr)变化分析 |
| 2.3.6 废液BOD_5变化分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 臭氧法处理不饱和聚酯树脂废水方案设计及实验 |
| 3.1 实验原理 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 检测方法 |
| 3.3 臭氧法处理实验结果与分析 |
| 3.3.1 臭氧浓度和处理时间对废液电导率的影响 |
| 3.3.2 臭氧浓度和处理时间对废液TDS的影响 |
| 3.3.3 臭氧浓度和处理时间对废液COD_(Cr)的影响 |
| 3.3.4 废液初始pH对废液TDS的影响 |
| 3.3.5 废液初始pH对废液COD_(Cr)的影响 |
| 3.4 臭氧反应动力学分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 电催化臭氧小试反应器数值模拟与分析 |
| 4.1 计算流体力学简介 |
| 4.2 电解槽模型建立 |
| 4.2.1 几何模型 |
| 4.2.2 网格划分 |
| 4.3 数学模型 |
| 4.3.1 模型选择 |
| 4.3.2 基本假设 |
| 4.3.3 流体控制微分方程 |
| 4.3.4 边界条件 |
| 4.4 数值模拟结果与分析 |
| 4.4.1 无气体通入对电解槽内流场的影响 |
| 4.4.2 通入臭氧对电解槽内流场的影响 |
| 4.4.3 电解槽结构优化 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（4）超重力臭氧高级氧化技术处理化工有机废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 化工有机废水的研究现状 |
| 1.2.1 化工有机废水的来源及特点 |
| 1.2.2 化工有机废水的处理方法和研究现状 |
| 1.2.3 化工有机废水处理方法的缺陷 |
| 1.3 臭氧高级氧化技术 |
| 1.3.1 臭氧高级氧化技术的特点 |
| 1.3.2 臭氧高级氧化技术类型 |
| 1.3.3 臭氧高级氧化技术在废水处理中的研究进展 |
| 1.4 超重力技术的研究进展 |
| 1.4.1 超重力技术概况 |
| 1.4.2 RPB的特点及优势 |
| 1.4.3 超重力技术在气体吸收中的研究现状 |
| 1.4.4 超重力臭氧高级氧化技术在水处理领域的研究现状 |
| 1.5 本研究的目的与意义 |
| 1.6 本文研究主要内容及创新点 |
| 第二章 超重力O_3工艺处理苯酚、邻苯二酚、对苯二酚和苯胺废水的动力学模型 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验流程 |
| 2.2.2 实验设备与试剂 |
| 2.2.3 实验分析方法 |
| 2.2.4 实验方案 |
| 2.3 动力学模型 |
| 2.4 实验结果与分析讨论 |
| 2.4.1 对苯二酚初始浓度对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.2 RPB转速对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.3 气量对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.4 臭氧浓度对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.5 液量对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.6 初始pH值对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.7 温度对A_1和A_2的影响 |
| 2.4.8 不同有机物的A_1和A_2 |
| 2.5 RPB中γ和A的关联式及模型验证 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 超重力O_3/H_2O_2工艺处理对苯二酚废水的动力学 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验流程 |
| 3.2.2 实验设备与试剂 |
| 3.2.3 实验分析方法 |
| 3.2.4 实验方案 |
| 3.3 实验结果与分析讨论 |
| 3.3.1 pH值对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.2 r(H_2_O2/O_3)对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.3 RPB转速对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.4 臭氧浓度对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.5 气量对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.6 液量对HQ、COD降解的影响 |
| 3.3.7 对苯二酚初始浓度对HQ、COD降解的影响 |
| 3.4 RPB-O_3/H_2O_2与STR-O_3/H_2O_2的比较 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 超重力环境中O_3工艺处理对苯二酚、苯酚废水的传质系数模型 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验流程 |
| 4.2.2 实验设备与试剂 |
| 4.2.3 实验分析方法 |
| 4.2.4 实验方案 |
| 4.3 传质系数模型建立 |
| 4.3.1 废水中臭氧发生的反应 |
| 4.3.2 模型建立的假设条件 |
| 4.3.3 RPB中K_(Ga)的模型建立 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 对苯二酚(苯酚)pH值和初始浓度的确定 |
| 4.4.2 RPB转速对传质系数(K_(Ga))的影响 |
| 4.4.3 液体流量对传质系数(K_(Ga))的影响 |
| 4.4.4 臭氧气量对传质系数(K_(Ga))的影响 |
| 4.4.5 RPB进口臭氧浓度对传质系数(K_(Ga))的影响 |
| 4.4.6 废水中有机物初始浓度对传质系数(K_(Ga))的影响 |
| 4.4.7 模型的预测性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 超重力环境中O_3、O_3/H_2O_2工艺处理对苯二酚废水的影响因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验流程 |
| 5.2.2 实验设备与试剂 |
| 5.2.3 实验分析方法 |
| 5.2.4 实验方案 |
| 5.3 实验结果与分析讨论 |
| 5.3.1 臭氧直接反应与间接反应的权重分析 |
| 5.3.2 臭氧-对苯二酚反应与臭氧-过氧化氢反应的动力学比较 |
| 5.3.3 初始pH值对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.4 投加过氧化氢与臭氧的摩尔比r(H_2O_2/O_3)对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.5 RPB转速对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.6 臭氧浓度对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.7 气体流量对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.8 液体流量对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.9 温度对对苯二酚废水处理效果的影响 |
| 5.3.10 对苯二酚在O_3和O_3/H_2O_2的降解机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 超重力O_3和O_3/H_2O_2工艺处理实际聚甲醛废水 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验流程 |
| 6.2.2 实验设备与试剂 |
| 6.2.3 实验分析方法 |
| 6.2.4 实验方案 |
| 6.3 超重力O_3、O_3/H_2O_2处理聚甲醛废水的效果 |
| 6.3.1 聚甲醛废水COD与臭氧反应速率常数的确定 |
| 6.3.2 r(H_2O_2/O_3)对聚甲醛废水COD去除率的影响 |
| 6.3.3 RPB转速对聚甲醛废水COD去除的影响 |
| 6.3.4 臭氧浓度对聚甲醛废水COD去除的影响 |
| 6.3.5 气量对聚甲醛废水COD去除的影响 |
| 6.3.6 液量对聚甲醛废水COD去除的影响 |
| 6.4 RPB与STR处理聚甲醛废水的比较 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 超重力O_3工艺处理实际焦化废水 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 实验流程 |
| 7.2.2 实验设备与试剂 |
| 7.2.3 实验分析方法 |
| 7.2.4 实验方案 |
| 7.3 超重力O_3工艺处理焦化废水处理流程中的二沉池出水 |
| 7.3.1 RPB转速对废水处理效果的影响 |
| 7.3.2 臭氧浓度对废水COD和挥发酚去除效果的影响 |
| 7.3.3 气量对废水处理效果的影响 |
| 7.3.4 液量对废水处理效果的影响 |
| 7.3.5 温度对废水处理效果的影响 |
| 7.3.6 臭氧传质模型的预测性 |
| 7.4 RPB-O_3工艺不同方式对焦化废水处理效果的影响 |
| 7.5 RPB-O_3动力学模型预测调节池废水中挥发酚和COD的去除 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间研究成果 |
| 作者和导师简介 |
| 博士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（5）植物酸化油废水厌氧生化法处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 植物酸化油废水简介 |
| 1.1.1 植物酸化油废水的来源及污染特性 |
| 1.1.2 植物酸化油废水的危害 |
| 1.2 植物酸化油废水处理研究进展 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生化法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.3.1 含长链脂肪酸废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.3.2 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.4 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.4.1 含硫酸盐有机废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.4.2 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.5 课题研究的意义及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究的意义 |
| 1.5.2 课题研究的内容 |
| 1.5.3 课题研究的技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验原水与接种污泥 |
| 2.2.1 试验原水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验使用仪器与试剂 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 污泥分析方法 |
| 2.5 动力学模型的研究方法 |
| 2.5.1 动力学模型的建立 |
| 2.5.2 动力学模型的分析 |
| 第三章 植物酸化油废水厌氧反应器启动研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 试验用水水质 |
| 3.2.2 试验过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 低负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.2 高负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.3 两种厌氧反应器启动方式对比研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 植物酸化油废水厌氧生化处理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 中和絮凝预处理 |
| 4.2.2 厌氧生物处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 物化预处理的研究 |
| 4.3.2 pH、硫化物及VFAs的研究 |
| 4.3.3 COD变化及COD去除率的研究 |
| 4.3.4 初始pH-废水停留时间-COD去除率的数学模型的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物酸化油废水厌氧基质降解动力学研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 抑制动力学模型 |
| 5.2.2 动力学试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 动力学试验结果的研究 |
| 5.3.2 基质快速降解期的动力学模型的研究 |
| 5.3.3 抑制期的动力学模型的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）Fe2+活化过硫酸钠对石化二级出水有机物去除特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词一览表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 石化废水来源、水质特征及危害 |
| 1.1.2 石化废水深度处理的必要性 |
| 1.2 石化废水深度处理方法 |
| 1.2.1 常见的石化废水深度处理技术 |
| 1.2.2 目前石化污水厂深度处理技术及存在的问题 |
| 1.3 过硫酸盐氧化技术 |
| 1.3.1 过硫酸盐氧化技术简介 |
| 1.3.2 过硫酸盐的活化方式 |
| 1.4 混凝—高级氧化组合工艺的应用 |
| 1.5 课题研究目的意义和内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题研究目的与意义 |
| 1.5.3 主要研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验用水及水质 |
| 2.2 试验仪器与试剂 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 过硫酸盐氧化实验 |
| 2.3.2 混凝实验 |
| 2.3.3 有机物分子量分级实验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 常规指标测定方法 |
| 2.4.2 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.4.3 紫外-可见光谱吸收特性分析 |
| 2.4.4 三维荧光光谱特性分析 |
| 第三章 石化二级出水有机物特性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 石化二级出水中不同分子量有机污染物特性 |
| 3.2.1 不同分子量DOC分布特性 |
| 3.2.2 不同分子量有机物紫外可见吸收光谱特性 |
| 3.2.3 不同分子量蛋白质分布情况 |
| 3.2.4 不同分子量多糖分布情况 |
| 3.2.5 不同分子量有机物三维荧光光谱分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 过硫酸盐氧化对石化二级出水有机物去除特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 过硫酸盐催化氧化影响因素实验研究 |
| 4.2.1 初始pH对废水降解的影响 |
| 4.2.2 Fe~(2+)投加量对废水降解的影响 |
| 4.2.3 Na_2S_2O_8投加量对废水降解的影响 |
| 4.3 过硫酸盐氧化对石化二级出水DOC、COD、蛋白质和多糖的去除特性 |
| 4.4 不同分子量组分有机物去除特性 |
| 4.4.1 不同分子量DOC去除效果 |
| 4.4.2 不同分子量有机物紫外可见吸收光谱特性 |
| 4.4.3 不同分子量蛋白质去除效果 |
| 4.4.4 不同分子量多糖去除效果 |
| 4.4.5 不同分子量有机物三维荧光特性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 混凝—过硫酸盐氧化对石化二级出水去除特性研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 混凝剂投加量的确定 |
| 5.3 过硫酸盐氧化影响因素及对DOC、COD、多糖和蛋白质的去除特性 |
| 5.3.1 混凝预处理对初始pH及废水降解的影响 |
| 5.3.2 混凝预处理对Fe~(2+)投加量及废水降解的影响 |
| 5.3.3 混凝预处理对Na_2S_2O_8投加量及废水降解的影响 |
| 5.3.4 混凝—过硫酸盐氧化对DOC、COD、多糖、蛋白质去除特性 |
| 5.4 混凝及混凝-过硫酸盐氧化组合工艺对不同分子量组分有机物去除特性 |
| 5.4.1 不同分子量DOC去除效果 |
| 5.4.2 不同分子量有机物紫外可见吸收光谱特性 |
| 5.4.3 不同分子量蛋白质去除效果 |
| 5.4.4 不同分子量多糖去除效果 |
| 5.4.5 不同分子量有机物三维荧光特性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与目的意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.1.3 课题研究目的与意义 |
| 1.2 农药废水处理的国内外研究现状 |
| 1.2.1 农药废水的特点 |
| 1.2.2 物理化学法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.2.4 生物处理及组合技术 |
| 1.3 Fenton氧化法及其改进技术的研究进展 |
| 1.3.1 传统Fenton法处理废水的研究进展 |
| 1.3.2 传统Fenton法的改进与强化 |
| 1.3.3 UV/Fenton技术研究进展 |
| 1.4 存在问题分析 |
| 1.5 课题研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 实验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验仪器 |
| 2.3 试验试剂 |
| 2.4 试验用水 |
| 2.5 试验方法与分析方法 |
| 2.5.1 试验方法 |
| 2.5.2 分析方法 |
| 3 Fenton试剂法处理农药废水的试验研究 |
| 3.1 单独投加H_2O_2处理农药废水的试验研究 |
| 3.1.1 H_2O_2的理论投加量 |
| 3.1.2 pH值对处理效果的影响 |
| 3.1.3 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.1.4 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 3.2 Fenton试剂处理农药废水的试验研究 |
| 3.2.1 pH值对处理效果的影响 |
| 3.2.2 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.2.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 3.2.4 FeSO_4·7H_2O投加量对处理效果的影响 |
| 3.2.5 Fenton法处理农药废水的效果试验 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 UV/Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 4.1 单独使用UV光照处理农药废水的效果 |
| 4.2 UV/H_2O_2法处理农药废水的试验研究 |
| 4.2.1 光照时间对处理效果的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 4.3 UV/Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 4.3.1 紫外灯功率对处理效果的影响 |
| 4.3.2 温度对处理效果的影响 |
| 4.3.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 4.3.4 FeSO_4·7H_2O投加量对处理效果的影响 |
| 4.3.5 H_2O_2投加方式对处理效果的影响 |
| 4.3.6 UV/Fenton法处理农药废水的效果试验 |
| 4.4 本章小节 |
| 5 UV/FeO_X-CeO_X-CSC Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 5.1 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料的催化性能研究 |
| 5.1.1 不同Fe/Ce负载比对催化剂性能的影响 |
| 5.1.2 活性炭投加量对催化剂性能的影响 |
| 5.1.3 焙烧温度对催化剂性能的影响 |
| 5.2 UV/FeO_X-CeO_X-CSC Fenton体系处理农药废水的研究 |
| 5.2.1 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂的投加对p H值范围的影响 |
| 5.2.2 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂的对光照时间的影响 |
| 5.2.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 5.2.4 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂投加量对处理效果的影响 |
| 5.3 正交试验及验证 |
| 5.3.1 正交试验及结果分析 |
| 5.3.2 最佳反应条件的验证 |
| 5.4 催化剂重复使用性的研究 |
| 5.5 本章小节 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士学位期间所获荣誉情况 |
| 攻读硕士学位期间所获荣誉情况 |
| 致谢 |
（8）强化光生物催化降解有毒有机废水及资源转化的新型光纤研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 有毒有机废水的来源及危害 |
| 1.3 有毒有机废水的处理方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 高级氧化法 |
| 1.3.4 高级氧化与生物降解间接耦合法 |
| 1.3.5 高级氧化与生物降解直接耦合法 |
| 1.4 光催化剂及生物膜支撑材料 |
| 1.4.1 半导体光催化剂 |
| 1.4.2 光催化剂多孔材料附着载体 |
| 1.4.3 光催化剂导光材料附着载体 |
| 1.4.4 生物膜多孔材料附着载体 |
| 1.4.5 生物膜导光材料附着载体 |
| 1.5 本课题主要研究内容及意义 |
| 1.5.1 已有研究工作的不足 |
| 1.5.2 本文主要研究工作 |
| 1.5.3 课题研究意义 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 光催化光纤制备及生物膜接种培养 |
| 2.2.1 上转换发光剂制备 |
| 2.2.2 Er~(3+):YAlO_3/SiO_2/TiO_2 光催化溶胶的制备 |
| 2.2.3 Ag/介孔SiO_2 材料的制备 |
| 2.2.4 N/Ag/介孔SiO_2/TiO_2 光催化溶胶的制备 |
| 2.2.5 光催化光纤的制备 |
| 2.2.6 生物膜接种及培养 |
| 2.3 实验装置及运行 |
| 2.3.1 光生物催化光源设计 |
| 2.3.2 光生物催化反应器设计 |
| 2.3.3 光生物反应器系统设计 |
| 2.4 材料表征 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜与能谱分析(SEM-EDS) |
| 2.4.2 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.4.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.4.5 荧光光谱(FS) |
| 2.5 生物特性分析 |
| 2.5.1 生物显微镜分析 |
| 2.5.2 扫描电子显微镜分析 |
| 2.5.3 生物膜干重分析 |
| 2.5.4 生物膜油脂分析 |
| 2.5.5 生物膜光合色素分析 |
| 2.6 水样分析方法 |
| 2.6.1 底物浓度分析 |
| 2.6.2 总有机碳分析 |
| 2.6.3 离子浓度分析 |
| 2.6.4 溶解氧浓度分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 光催化光纤及生物膜载体物理光学特性 |
| 3.1 EYST涂覆光催化光纤材料特性 |
| 3.1.1 SEM-EDS |
| 3.1.2 TEM |
| 3.1.3 XRD与 XPS |
| 3.1.4 FS |
| 3.2 NAST涂覆光催化光纤材料特性 |
| 3.2.1 SEM-EDS |
| 3.2.2 TEM |
| 3.2.3 XRD与 XPS |
| 3.3 光催化光纤物理光学特性 |
| 3.3.1 光纤内部光传输机制分析 |
| 3.3.2 光催化光纤表面辐射光谱 |
| 3.3.3 光催化光纤表面辐射光强 |
| 3.4 生物膜载体物理光学特性 |
| 3.4.1 生物膜载体表面形貌 |
| 3.4.2 生物膜载体渗透特性 |
| 3.4.3 生物膜载体光传输特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 光催化光纤降解含酚废水性能研究 |
| 4.1 光催化光纤降解含酚废水机理 |
| 4.2 EYST涂覆光催化光纤降解酚类废水性能 |
| 4.2.1 EYST涂覆光催化光纤降解苯酚废水性能 |
| 4.2.2 EYST涂覆光催化光纤降解4-CP性能 |
| 4.3 NAST涂覆光催化光纤降解酚类废水性能 |
| 4.3.1 NAST涂覆光催化光纤降解苯酚废水性能 |
| 4.3.2 NAST涂覆光催化光纤降解4-CP废水性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 光催化与生物膜耦合降解含酚废水及资源转化性能 |
| 5.1 光催化与生物膜直接耦合降解含酚废水与微藻生物质生产机制 |
| 5.2 光催化与生物膜直接耦合降解含酚废水性能 |
| 5.2.1 光生物催化耦合降解苯酚废水性能 |
| 5.2.2 光生物催化耦合降解4-CP废水性能 |
| 5.3 光生物催化直接耦合反应系统资源转化性能 |
| 5.3.1 生物膜生长特性 |
| 5.3.2 生物膜重量 |
| 5.3.3 生物膜光合色素变化情况 |
| 5.3.4 生物膜油脂变化情况 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论及展望 |
| 6.1 本文主要结论 |
| 6.2 后续研究工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及取得的研究成果 |
（9）叶酸生产废水蒸馏处理试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 叶酸生产废水及处理难题 |
| 1.2 叶酸生产废水的主要特点 |
| 1.2.1 高盐分 |
| 1.2.2 高氨氮 |
| 1.2.3 有机污染物 |
| 1.2.4 低pH |
| 1.3 类似工业废水的处理方法 |
| 1.3.1 高盐废水 |
| 1.3.2 高浓度有机废水处理 |
| 1.3.3 高氨氮废水 |
| 1.4 叶酸生产废水的处理研究进展 |
| 1.4.1 物理化学-生物联合法 |
| 1.4.2 物理化学法 |
| 1.5 减压蒸馏技术 |
| 1.5.1 减压蒸馏技术的简介 |
| 1.5.2 减压蒸馏技术的原理 |
| 1.5.3 减压蒸馏技术的优势 |
| 1.5.4 减压蒸馏技术在废水处理领域的应用 |
| 1.6 课题研究的目的及意义 |
| 1.6.1 研究课题的提出 |
| 1.6.2 研究的方法和主要内容 |
| 1.6.3 研究的技术路线 |
| 1.6.4 研究的创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 废水来源 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 常规水质指标的测定 |
| 2.2.2 挥发性脂肪酸的测定 |
| 2.3 试验装置与方法 |
| 2.3.1 常减压蒸馏试验装置 |
| 2.3.2 常减压蒸馏试验方法 |
| 2.3.3 加热试验装置 |
| 2.3.4 加热试验方法 |
| 2.3.5 旋转蒸发试验装置 |
| 2.3.6 旋转蒸发试验方法 |
| 3 蒸馏过程中主要污染物的转移规律及机理 |
| 3.1 叶酸生产废水及冷凝液中污染物成分分析 |
| 3.1.1 试验方法及结果 |
| 3.1.2 分析与结论 |
| 3.2 蒸发过程中污染物的转移规律 |
| 3.2.1 试验方法及结果 |
| 3.2.2 分析与结论 |
| 3.3 蒸发过程中污染物的转移机理 |
| 3.3.1 加热试验方法及结果 |
| 3.3.2 加热试验分析与结论 |
| 3.4 pH对蒸馏效果的影响 |
| 3.4.1 试验方法及结果 |
| 3.4.2 分析与结论 |
| 3.5 减压对蒸馏效果的影响 |
| 3.5.1 试验方法及结果 |
| 3.5.2 分析与结论 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 减压蒸馏最佳工艺条件研究 |
| 4.1 响应面试验 |
| 4.1.1 Box-Behnken法 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.2 响应面试验结果与分析 |
| 4.2.1 试验结果 |
| 4.2.2 对出水COD浓度的影响 |
| 4.2.3 对出水氨氮浓度的影响 |
| 4.2.4 最佳减压蒸馏处理条件的预测及模型验证 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 蒸馏分离物后续处理及分析 |
| 5.1 后续出水分析 |
| 5.2 结晶成分分析 |
| 5.3 经济成本分析 |
| 5.4 工艺对比讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 前景展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士期间研究成果 |
（10）微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.2 污泥热解压滤液水质特点及处理现状 |
| 1.2.1 污泥热解压滤液的来源 |
| 1.2.2 污泥热解压滤液性质 |
| 1.2.3 污泥热解压滤液处理现状 |
| 1.3 高浓度有机废水预处理方法 |
| 1.3.1 混凝处理法 |
| 1.3.2 电解处理法 |
| 1.3.3 高级氧化法 |
| 1.3.4 铁碳微电解 |
| 1.4 课题研究目的和内容 |
| 1.4.1 课题研究目的和意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验用水来源与水质 |
| 2.2 实验材料与装置 |
| 2.2.1 铁碳微电解填料 |
| 2.2.2 铁碳微电解实验装置 |
| 2.2.3 A~2O实验装置 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 污泥压滤液对水厂A~2O工艺运行的影响 |
| 2.3.2 铁碳微电解工艺处理污泥压滤液研究 |
| 2.3.3 A~2O工艺处理铁碳微电解出水稳定运行研究 |
| 2.4 检测方法 |
| 第3章 污泥压滤液对污水厂运行影响及其预处理工艺比选 |
| 3.1 南方某污水处理厂工艺概况 |
| 3.1.1 设计进水水质及处理标准 |
| 3.1.2 处理工艺流程 |
| 3.2 污泥压滤液对污水处理厂运行影响 |
| 3.2.1 对COD去除的影响 |
| 3.2.2 对氨氮去除的影响 |
| 3.2.3 对总氮去除的影响 |
| 3.2.4 对总磷去除的影响 |
| 3.3 污泥压滤液预处理实验 |
| 3.3.1 混凝沉淀实验 |
| 3.3.2 芬顿实验 |
| 3.3.3 酸析实验 |
| 3.3.4 微电解实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铁碳微电解处理污泥压滤液的效能研究 |
| 4.1 铁碳微电解单因素影响实验 |
| 4.1.1 微电解运行模式探究 |
| 4.1.2 反应时间对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.1.3 pH对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.1.4 气水比对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.2 铁碳微电解正交实验及条件优化 |
| 4.3 微电解最佳工况下连续运行效果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微电解出水对A~2O工艺运行影响 |
| 5.1 A~2O工艺的中试启动研究 |
| 5.1.1 污泥的来源 |
| 5.1.2 中试系统启动 |
| 5.2 污泥压滤液对A~2O工艺运行影响 |
| 5.2.1 对COD去除的影响 |
| 5.2.2 对生物除磷的影响 |
| 5.2.3 对氨氮去除的影响 |
| 5.2.4 对总氮去除的影响 |
| 5.3 A~2O工艺中试运行效果分析 |
| 5.3.1 改良铁碳微电解装置运行效果分析 |
| 5.3.2 系统COD去除效果研究 |
| 5.3.3 系统总磷去除效果研究 |
| 5.3.4 系统总氮去除效果研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、高级氧化法降解炼油高浓度有机废水的方案比较（论文参考文献）
- [1]大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究[D]. 陆静怡. 扬州大学, 2021(08)
- [2]三维电解对污水厂尾水中溶解性有机物的去除研究[D]. 韦春满. 桂林理工大学, 2021(01)
- [3]高浓度不饱和聚酯树脂废水处理研究[D]. 田鹏昊. 北京化工大学, 2020(02)
- [4]超重力臭氧高级氧化技术处理化工有机废水的研究[D]. 王丹. 北京化工大学, 2020(01)
- [5]植物酸化油废水厌氧生化法处理研究[D]. 龙琦. 华南理工大学, 2020(02)
- [6]Fe2+活化过硫酸钠对石化二级出水有机物去除特性研究[D]. 刘璐洁. 长安大学, 2020(06)
- [7]UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究[D]. 张策. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [8]强化光生物催化降解有毒有机废水及资源转化的新型光纤研究[D]. 陈明. 重庆理工大学, 2020(08)
- [9]叶酸生产废水蒸馏处理试验研究[D]. 孟元. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [10]微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响[D]. 杜浪. 哈尔滨工业大学, 2019(01)