一、电催化氧化法降解炼油二级出水COD_(Cr)的研究（论文文献综述）
谢莉[1]（2021）在《电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究》文中研究指明近年来,国家出台了一系列更加严格的工业废水处理政策、标准,要求废水处理逐步达到“零排放”目标。焦化废水作为一类典型的难生物降解处理的工业废水,具有高有机负荷、高盐分和高毒性的特点。经过常规二级生化处理后,出水中仍含有大量有毒有害、难降解有机污染物,悬浮物、色度、含盐量仍然较高,需进行深度处理降低水体中污染物浓度。高级氧化技术是可行的方法,其中电催化氧化因其无需另加氧化剂,可充分利用电解液中的高盐组分,仅利用电能,通过直接氧化和间接氧化即可降解废水中有机物,作为一种绿色环保的高级氧化技术而引人注目。本课题首先采用电催化氧化—活性炭吸附深度处理焦化废水生化出水,探索组合工艺去除难降解有机物规律;然后利用紫外光诱导高盐产生氯自由基强化电催化性能,从技术和经济两方面比较强化前后的优劣。主要内容及结果如下:电催化氧化—活性炭吸附处理焦化废水生化出水的性能和机理研究。阳极选用已商业化应用的Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨电流密度、极板数量、极板间距等影响因素对电催化氧化焦化废水生化出水的影响。结果表明,焦化废水生化出水COD为137mg/L,TOC为57mg/L时,当极板数量为两对,间距为1.8cm,电流密度为20m A/cm2,反应6h时,电催化出水COD去除率可达99.7%,TOC去除率为47.9%。相较于椰壳炭,比表面积大的煤质炭对电催化处理出水吸附效果更好。当煤质炭投加量为20g/L,反应120min时,出水TOC为18.2mg/L,总TOC去除率可达67.9%。煤质炭吸附废水中有机污染物的过程更符合拟二级动力学模型,粒内扩散模型反映该吸附是一个复杂的过程。三维荧光光谱表明,电催化能氧化分解生化出水中部分类腐殖酸物质,活性炭吸附可进一步去除残留的类腐殖酸物质。为提升处理效率和降低能耗,研究采用紫外氯强化电催化处理焦化废水生化出水的性能和机理。阳极选用Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为170mg/L,TOC为65mg/L,色度为717倍的条件下,当电流密度为10m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,COD、TOC和色度去除率分别可达95.8%、77.2%和94.0%,COD、TOC降解速率常数分别为1.85×10-2min-1和1.16×10-2min-1。机理和性能研究的结果表明:在紫外光的辐射下,电化学氧化产生的HCl O形成高氧化活性的氯自由基的间接氧化在降解有机污染物时发挥了主要作用;紫外氯强化电催化过程相较于单独的电解过程可以产生具有高氧化性的活性氯自由基,与电化学氧化自身的活性氧自由基协同作用,能够更有效地氧化去除废水中的类腐殖酸物质;相较于电催化,紫外氯强化电催化降解TOC的速率常数提高了约3.1倍,表明紫外氯强化电催化的处理效率远高于电催化;紫外氯强化电催化的处理能耗为41.56k W·h/m3和0.83k W·h/g TOC,低于大部分含盐废水处理工艺,表明其具有作为焦化废水深度处理工艺的经济可行性。为验证DSA（Dimension stable anode,形稳性阳极）在紫外氯强化电催化处理高盐焦化废水生化出水的应用中具有普适性,选取DSA—Ti/Ir O2、Ti/Ir O2-Ta2O5电极作为阳极,采用紫外氯强化DSA电极电催化处理焦化废水生化出水。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化DSA电极电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为175mg/L,TOC为83mg/L,色度为1120倍的条件下。当电流密度为5m A/cm2,极板间距为9cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别可达97.8%、86.2%和94.8%,COD、TOC降解速率常数分别为2.1×10-2min-1和1.09×10-2min-1;当电流密度为20m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2-Ta2O5阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别高达99.2%、87.2%和96.4%,COD、TOC降解速率常数分别为2.64×10-2min-1和1.15×10-2min-1。性能研究结果表明:相较于DSA电极电催化,紫外氯强化DSA电极电催化具有高处理效率;紫外氯强化DSA电极电催化处理能耗均低于大部分含盐废水处理工艺,验证了其作为焦化废水深度处理工艺的低能耗优势。
杨艳娟[2]（2021）在《机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水》文中指出在浮选过程中,黄原酸盐（俗称黄药）是最常见的硫化矿物捕收剂,它对所有重金属硫化矿物都有收集作用。在选矿过程中,铁、铜、铅、锌等金属浮选后,大量黄药残留在选矿废水中,如果不及时进行处理,许多矿区生态环境将进一步恶化,水和土壤受到严重污染,对人体健康、农业生产和渔业造成极大危害。因此,寻找高效处理黄药选矿废水的方法、研究黄药的降解规律对选矿废水处理和环境保护具有普遍意义。传统处理黄药选矿废水的方法存在成本高、处理时间长、降解效率较低等不足。而高级氧化技术具有效率高、操作简单、不产生二次污染等优点,因此开发高级氧化技术工艺降解选矿废水中的黄药具有重要的实际应用意义。该研究以机械活化膨润土基铁铋氧体（A-BiFe/Bent）为催化剂,以乙基黄药（EX）为目标污染物,利用光Fenton、可见光三维电极电Fenton及过硫酸盐基高级氧化过程等氧化技术催化降解EX。具体研究内容及结果如下:以A-BiFe/Bent为催化剂,研究了光Fenton反应降解EX。最优光Fenton降解EX的条件为:p H值6.82、催化剂剂量0.4 g·L-1、H2O2浓度66.67 mg·L-1和反应温度30°C。最优反应条件下降解120 min时EX的降解率为98.43%,降解300 min时EX的CODCr去除率为86.01%。基于紫外可见光谱（UV-Vis光谱图）、核磁共振氢谱（1H NMR）和液相-质谱（LC-MS）发现EX先转化生成过乙基黄药（EPX）、乙醇和硫代硫酸盐中间体。根据红外光谱（FT-IR）分析可知这些中间产物被进一步降解成无机小分子。X射线光电子能谱（XPS）分析表明EX分子被吸附至A-BiFe/Bent的表面主要通过Bi-S键和Fe-S键的作用力实现。毒性实验结果表明:与初始EX溶液的毒性相比,降解120 min后EX溶液的毒性减弱。进一步发现A-BiFe/Bent在光Fenton工艺中具有较高的沉降性、良好的磁性、优异的重复使用性和稳定性。详细探究了黄药选矿废水中的共存物质对可见光Fenton降解EX的影响规律。研究结果表明,Na+、K+、Mg2+、Ca2+等阳离子性质稳定,对EX的降解无影响。一定浓度的Cu2+、Pb2+能够促进可见光Fenton降解EX反应,但Cu2+和Pb2+的浓度过高会产生羟基自由基（·OH）清除作用,使EX的降解率降低。CO32-、HCO3-、S2-、SO42-、Cl-和NO3-等阴离子对EX的降解具有抑制作用,其中S2-对EX降解的抑制作用最为显着;松醇油对EX的降解反应无明显影响。此外,正丁基黄药、异丙基黄药在该反应体系下被有效地去除。以A-BiFe/Bent为粒子电极,研究了在可见光三维电极电Fenton工艺（Vis-3D/EF）降解EX。Vis-3D/EF反应降解EX的最优条件为:0.10mol/L电解质Na2SO4、1.0 g/L催化剂剂量、电压10 V,曝气量3.5L/min和p H值（6.82）。最优反应条件下反应150 min时EX的降解率和CODCr去除率分别达到97.85%和93.50%。采用UV-Vis光谱图、1H NMR、LC-MS和FTIR表征对该体系中EX的降解产物进行了研究。结果表明,在光电催化降解过程中,EX直接降解为CO2、H2O和SO42-。基于XPS、淬灭实验和电子自旋共振（ESR）分析提出了光电催化降解EX可能的机理,反应体系较高的氧化能力主要归因于体系中H2O2的生成、多源生成活性物种（·OH,h+和·O2-）及生成活性物种的共参与降解。该Vis-3D/EF体系中存在光催化与二维电极反应显着的耦合效应,A-BiFe/Bent粒子电极在光电催化降解EX过程中具有良好的循环效率和高稳定性。光助A-BiFe/Bent活化过硫酸盐（Vis-A-BiFe/Bent-PS）用以降解EX。在该反应体系下降解EX的最优条件是:PS浓度为0.006 mol/L、催化剂用量为0.8 g/L、反应温度为30°C和原始p H值。最优反应条件下EX的降解率和CODCr去除率分别为98.67%和97.88%。不同阴离子对EX降解的抑制程度大小排序如下:SO42-<NO3-<Cl-<HCO3-,且降解体系中对应的反应动力学常数分别为0.0495 min-1、0.0286min-1、0.0279 min-1和0.0210 min-1;随着阴离子浓度的不断增加,上述各共存阴离子的抑制作用不断增强。根据UV-Vis光谱图、CODCr测定、淬灭实验和ESR分析结果,提出了在Vis-A-BiFe/Bent-PS体系下降解EX可能的机理。此外,在自来水、碧湖水两种介质中,Vis-A-BiFe/Bent-PS体系均能够有效降解EX;在相同反应条件下异丙基黄药和正丁基黄药的降解率分别可达99.78%和99.84%。
黄星星[3]（2021）在《电催化氧化法高效处理制药废水研究》文中研究指明现有的处理工艺通常无法降解高浓度的有机废水,大多直接送入危废中心处理,制药废水作为一种污染物成分复杂、浓度高、有毒有害的难降解有机废水,对人体健康和环境造成了巨大影响。随着制药产业的蓬勃发展,制药废水的达标处理和排放在我国引起了广泛关注。2008年,国家颁布并实施了《制药工业水污染物排放标准》,是我国第一个针对制药行业的环保标准。为使制药废水达标排放,研究者致力于发展新型高效的水处理技术对制药废水进行处理。传统的水处理方法无法完全降解制药废水,容易造成二次污染。而电化学氧化法因无需投加化学药剂、降解效率高、设备简单、没有污泥排放和不产生二次污染等特点,被称为绿色清洁的水处理技术。近年来,该方法在工业废水处理方面有越来越多的应用,其中三维电极技术因其催化效率高而得到了广泛的研究。本文以制药废水为研究对象,选用盐酸小檗碱（Berberine hydrochloride,BH）为目标污染物,考察了三维电极反应器对BH模拟废水和制药废水的处理,主要研究成果如下:（1）以FeCl3、SnCl4和石墨为原料,采用水热法成功制备出了Fe3O4/Sn O2-GO粒子电极,采用XRD、SEM、TEM、XPS和FTIR等方法表征粒子电极的结构及元素组成,证明了球状Fe3O4上成功负载了片层状GO和簇状Sn O2,采用VSM表征测试了复合粒子电极的磁性,采用循环伏安曲线测试了粒子电极的电化学性能。（2）以BH为目标污染物,证明了新合成的Fe3O4/Sn O2-GO粒子电极对BH具有更优异的电催化降解性能;考察了电流密度、粒子电极投量、电极间距、初始p H和离子强度对3D-EF系统降解BH的影响,结果显示在最优处理条件下,120 min后对BH的去除率为98.21%。（3）对比二维电催化系统和三维电催化系统（分别以Fe3O4、Sn O2、Fe3O4/Sn O2、Fe3O4/Sn O2-GO为粒子电极）对BH的降解效果,三维Fe3O4/Sn O2-GO电催化系统对BH的去除率最高,90 min后达到94.77%。对Fe3O4/Sn O2-GO粒子电极的稳定性实验表明,在五次循环使用后,对BH的去除率仅下降了1.87%。（4）采用不同的捕获剂对系统中主要的活性物种进行捕捉,确定系统中起主要作用的自由基是·OH,以此推断三维电极降解污染物的机理:BH在直接氧化和间接氧化等作用下,被强氧化性的自由基攻击,形成小分子氧化产物或者直接矿化为CO2和H2O。（5）以实际制药废水为研究对象,考察以Fe3O4/Sn O2-GO作为粒子电极的三维电芬顿反应器对实际制药废水的处理,在最佳反应条件下（电极间距3 cm,电流密度20m A/cm2,粒子电极投量200 mg/L,p H为3.0）,12 h后对制药废水中COD的去除率为83.59%（原水COD为15440 mg/L）,水处理成本约为180元/吨。
王辉[4]（2020）在《渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究》文中研究说明膜分离技术被广泛应用于渗滤液处置以稳定达到《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB 16889-2008）,但也产生了具有“高腐殖质含量、高盐分、多组分”的浓缩液,其出路成为新的难题。为探究浓缩液处理的可行方法,本文选取了全国8个不同区域的实际渗滤液浓缩液样品,分析了其基本理化性质、重金属含量以及不同新型污染物的组分特征,识别了其环境生态风险,并有针对的构建了微纳米臭氧（O3）和电化学协同微纳米O3（E+-微纳米O3）处理技术体系,研究并优化了其对于不同类典型污染物的降解效能,探究了在此过程中有机物的转化机制、氧化系统中自由基生成机理及作用效率。取得以下主要结论:（1）通过对8个区域、10个厂区渗滤液以及浓缩液性质的系统分析,发现浓缩液的污染物浓度变化较大,但性质具有相似性。浓缩液中化学需氧量(CODCr)浓度为5.10×102-1.09×104 mg/L,且腐殖酸类物质含量较高,占到总有机碳（TOC）的42.8%-52.3%;电导率为7.53-20.1 m S/cm;14种重金属检出率均大于68.8%,浓度范围为0.07-5.10 mg/L;31种农药检出率为100%,总浓度为2.03-16.8μg/L;28种目标抗生素中,磺胺类、喹诺酮类和四环素类的浓度分别为0.41-1.59μg/L,2.50-8.31μg/L和1.29-1.43μg/L,其中诺氟沙星浓度最高,浓度为0.12-4.54μg/L,需要重点关注;9种抗性基因中,str B基因丰度最高,相对丰度-1.91±0.67 log10ARGs copies/16S-r RNA。（2）浓缩液中,新型污染物同重金属、腐殖酸间存在一定的复合污染（p<0.01）。利用国家危险废物鉴别标准和风险熵法计算,若毒性归一化指数和风险熵值（RQ）大于1,分别认为其为危废和高风险,结果发现:浓缩液中仅看重金属的毒性归一化指数就达到0.04-0.62,农药的急性（RQA）和慢性（RQC）风险熵总值分别为64.8-806.8和577.9-3901.4,抗生素的RQA和RQC总值分别为94.5-164.3和131.0-563.3,因此渗滤液浓缩液具有高生态风险和高毒性性质。（3）基于浓缩液的性质特征,构建了E+-微纳米O3体系用于浓缩液处理,比选了臭氧气泡尺寸、初始p H、臭氧投加量、E+等的影响;其中微纳米气泡臭氧为80 mg/L、初始p H为9.0、反应时间为120 min,而电解系统（极板质地为Ru O2/Ti,极板间隔设置为5 cm,尺寸为10cm×10 cm）的电流密度设置为30 m A/cm2时,CODCr和TOC的去除效能分别达到74.5%和69.7%。（4）在最优条件下,微纳米O3体系中的主要活性物质为O3和羟基自由基（●OH）,其通过增加体系的气含率（较中大气泡提高了2.7-6.7倍）,使得液相臭氧溶解的浓度提高了2.3-3.2倍,产生的●OH浓度提高了1.9-2.3倍。而E+-微纳米O3体系主要活性物质除了氧活性物质（O3、●OH、H2O2）,还生成了大量的氯活性物质（HCl O、Cl O-、Cl O●和Cl●）,产生的●OH浓度较微纳米O3体系提高了2倍,活性氯累积量达60.4 mg/L,其协同机理主要为臭氧的直接和间接氧化过程、氧气被大量利用的阴极强化作用和氯离子被有效利用的阳极强化作用。（5）E+-微纳米O3体系处理浓缩液过程中,其大中分子的有机物得到了较好的降解。联合紫外可见光谱（UV/vis）、三维荧光光谱（3D-EEM）和傅立叶变换离子回旋共振质谱（FT ICR-MS）结果表明:大于30个碳原子的有机物几乎被全部去除,中等分子量的有机物氧化程度提高;浓缩液中的芳香化合物和长链有机物得到有效降解,有机污染物腐殖化程度和碳骨架缩合程度明显降低;相比微纳米O3体系,对浓缩液中含碳氢氧氮（CHON）的有机物有更高的氧化程度,N1O1-5类的有机物去除率高于N2-5O1-5,对含CHN和CHNS的有机物的去除率提高了28.9%和2.0%。（6）针对浓缩液中的新型污染物,以含量高、风险大的诺氟沙星作为模型物质,探究了E+-微纳米O3氧化体系中多底物对其降解效能的影响和分子结构相应的转化机制。纯模拟诺氟沙星溶液去除率可达90.0%以上,实际浓缩液中诺氟沙星去除率为33.5%;无机盐离子(Cl-、CO32-和HCO3-)的添加提高了对诺氟沙星的降解,但严重抑制了其矿化效能,以富里酸为代表的天然有机物的存在对诺氟沙星降解和矿化均有严重抑制现象;无机盐离子有利于●OH向Cl●或CO3●-的转化,可有选择性的氧化诺氟沙星,但Cl●或CO3●-的氧化能力远不及●OH,天然有机物中含有大量的羧基等基团对●OH具有一定的泯灭作用,从而降低对诺氟沙星的氧化效率。E+-微纳米O3氧化处理浓缩液极大程度的去除其中的溶解性有机物,以腐殖质为主,可有效降低水环境中新型污染物和常规有机物的污染风险。
叶刚[5]（2020）在《PS高级氧化技术深度处理造纸废水工程应用及智能化控制研究》文中提出近年来,造纸工业作为国家工业基础原材料行业的重要组成部分实现了快速发展。但环境污染严重是制约其发展的难题。造纸废水因为有机污染物种类复杂、悬浮物含量高、化学需氧量高、可生化性差等特点,成为工业水处理领域的重点与难点。随着造纸行业水污染物排放标准日益严格,造纸废水深度处理迫在眉睫。基于硫酸根自由基的过硫酸盐新型高级氧化技术因为降解效率好且稳定、药剂成本低、易于贮存运输、操作简单、处理时间短等优点,具备良好的工业化应用前景。本文以造纸厂生化出水为研究对象,研究亚铁盐活化过硫酸盐高级氧化技术中各项因素对CODCr去除效果的影响,并完成该技术的工程应用方案设计与调试运行工作。同时结合该处理系统人工控制过程中出现的问题,通过模糊BP神经网络的分析,完成对该处理过程智能加药系统的设计。主要工作内容与结论如下:（1）以某造纸厂生化出水为对象,采用亚铁盐活化过硫酸钠产生的硫酸根自由基实现对水中有机污染物的氧化降解。在室温下考察了初始p H、亚铁盐投加量、过硫酸钠投加量、聚合氯化铝（Poly Aluminum Chloride,简称PAC）投加量等各项因素对CODCr降解率影响。实验表明,硫酸根自由在酸性至中性条件下皆可实现CODCr的有效降解;亚铁离子最佳投加量为0.6 g/L;考虑到降解效果和用药成本,过硫酸钠最佳投加量浓度为0.3 g/L;投加适量的絮凝剂PAC有助于离子沉淀,最佳PAC投加量为0.12 g/L。（2）完成3600 m3/d过硫酸盐高级氧化技术深度处理造纸废水生化出水的工程应用方案设计。调试运行后,出水CODCr、NH3-N、TN、TP等各项水质指标长期稳定达标,满足《制浆造纸工业水污染物排放标准》（GB 3544—2008）中水污染排放限值的要求。本段工艺费用成本为1.30元/t,药剂成本为0.96元/t,所占比例为73.72%。（3）为满足排放水安全标准的更高要求,完成200 m3/d的过硫酸盐高级氧化+双膜法组合工艺深度处理造纸生化出水中试规模的工程试验研究。运行结果表明,中试系统处理出水CODCr、NH3-N、TP水质指标优于GB3838-2002的IV类标准;TN、SS优于GB3544-2008的表2新建企业水污染物排放限值要求;各项水质指标皆优于GB/T19923-2005中敞开式循环冷却水系统补充水标准的要求,可直接回用。本段工艺运行费用为4.39元/t,电费为2.76元/t,占比62.87%。（4）为解决人工控制投药过程中稳定性差,操作失误频发,加药量难以控制,避免药剂浪费,节约成本。利用实验室小试及工程现场采集的进水流量、进水CODCr、亚铁盐投加量、过硫酸钠投加量、PAC投加量、出水CODCr等各项数据。在Windows 10工作环境下,使用Matlab2016a建立基于BP神经网络出水CODCr预测模型及模糊神经网络控制器及Simulink仿真模型,实现对该加药过程的智能化控制。结果表明,BP神经网络预测模型出水CODCr预测值与测量真实值之间相关性为0.9809,预测效果较好。
张起毓[6]（2020）在《电催化氧化处理有毒有害废水的研究》文中认为随着工业化进程的加快,石油,精细化工等行业产生了大量有毒有害废水,这类废水的显着特点是有机物种类复杂、浓度较高、排放量大、不易降解,具有致癌、致畸、致突变“三致”作用,严重影响了环境安全和群众健康。目前常规的废水处理方法已经难以满足人们对于环保的要求,而电催化氧化技术兼具氧化还原、絮凝、气浮等多种功能,同时还具备操作简便、设备占地面积小、无二次污染等优点,在废水深度处理方面显示出明显的技术优势。本课题选择了精细化工行业两种广泛使用的添加剂:拉开粉BX（Nekal BX）和苯并三唑（Benzotriazole,BTA）作为研究对象。采用多极板电催化氧化技术对两种物质的模拟废水进行降解处理,考察电流、pH值、电解质投加量、极板数等不同工艺参数对COD去除效果的影响,分析单位吨水能耗以及单位质量COD能耗与不同工艺参数的关系,并对反应机理进行简要研究分析,为实际应用做指导。采用多极板电催化氧化技术处理浓度为500 mg/L的拉开粉BX模拟废水,在最佳实验条件下,COD去除率可达80.23%,单位吨水能耗为1.722 kW·h/m3,单位质量COD能耗稳定在2.21 kW·h/（kgCOD）;处理浓度为800mg/L的苯并三唑模拟废水的COD去除率可达90%以上,单位吨水能耗为 1.2075 kW·h/m3,单位质量 COD 能耗稳定在 0.893 kW·h/（kgCOD）;对兰州某石化厂含拉开粉BX实际生产废水进行处理,COD去除率可达50%,拉开粉BX去除率稳定在78%,与臭氧催化氧化技术联用后,COD下降至50 mg/L以下,拉开粉BX也降至10 mg/L以下,符合排放标准,证明电催化氧化技术在降解实际生产废水方面,有能够作为工业应用的潜力。多极板电催化氧化技术处理有毒有害模拟废水的研究表明:在一定反应条件下,极板数目对污染物处理效果和能耗存在较大影响,当极板数从2个增加至6个时,COD去除率从21.44%上升至80.23%,单位质量COD能耗从12.3 kW·h/（kgCOD）下降至2.21 kW·h/（kgCOD）,单位吨水能耗从2.81 kW.h/m3下降至1.89 kW.h/m3,能耗降幅较大且COD去除率有明显上升。因此,可通过增加极板数目提高处理效果,同时又能达到降低能耗的目的。本文还对多极板电催化氧化技术处理有毒有害废水的机理做了进一步分析,研究表明,电催化氧化技术处理废水是电化学氧化还原、金属离子絮凝、电气浮共同作用的结果。通过分析反应过程中pH的变化,发现氯离子对降解效果有较大影响,并通过实验测定电气浮作用的贡献率大致为 9.5%。
焦东[7]（2020）在《废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究》文中指出造纸工业作为重要的基础原材料产业,具有可持续发展的特点,在国民经济中占据重要地位。基于制浆造纸行业的特殊性,在生产过程中会使用大量的水,即使经过水的循环使用及工艺改进,仍会产生大量的生产废水。造纸废水的特点是排放量大、污染负荷高、成分复杂,其主要污染指标为化学需氧量、生化需氧量、p H、总氮、总磷、氨氮和悬浮物等。为了避免造成严重的环境问题,需对废水处理后达标再排放或再回用以减轻环境压力。制浆造纸废水常规处置方法较多,一般分为化学处理法、物化处理法、生化处理法。目前已经广泛应用到造纸废水深度处理中的方法主要有:化学混凝法等物化法、厌氧/好氧等生物法、芬顿等高级氧化技术、人工湿地等生态处理法等。随着造纸单位水耗标准的推出及淡水资源的缺乏,研究开发基于中水回用的造纸废水处理新工艺具有重要的实际意义。对水处理过程不同工段废水中有机物采用溶剂萃取进行GC-MS分析检测,发现SBR好氧工艺、混凝工艺以及芬顿氧化工艺均可以大量降解造纸废水中的残留有机物,但由于各种方式的作用机理不同,各工艺降解的有机物种类也不尽相同。SBR好氧工艺和混凝工艺之间存在协同作用,在废纸制浆造纸废水处理工段中同时使用这两种工艺可以有效提高有机物的降解能力。芬顿氧化处理降解有机物的能力较强,但芬顿处理后的废水中仍可以检测到未被降解的有机物。研究开发的臭氧氧化新工艺相对芬顿氧化处理,可高效去除废水中有机物且显着降低出水色度,为化学氧化后废水的深度处理与回用提供更好的条件。为了进一步降低生物处理后的废水中难以生化降解的环境污染物质的含量,探究了多种絮凝剂对废水中杂质的絮凝作用。利用造纸厂芬顿污泥制备得到的聚合硫酸铁（PFS）为絮凝剂,聚丙烯酰胺（PAM）为助凝剂,通过絮凝法对废水进行处理,采用响应面法探究了絮凝过程中PFS用量、PAM/PFS体积比和处理温度对废水中化学需氧量（COD）去除率的影响。结果表明,絮凝法可以有效地降低造纸废水中的COD含量,响应面法优化得到的最佳工艺条件为:PFS用量为1.04 m L/L,PAM/PFS体积比为4.99,处理温度为31.54℃。在最优条件下进行验证实验,造纸废水中CODCr的去除率为39.6%,与模型预测值接近。应用响应面法建立的造纸废水COD脱除模型可以有效预测造纸废水中COD的脱除率。PFS用量和PAM/PFS体积比参数之间存在着协同作用,共同影响造纸废水COD的脱除率。针对造纸过程中废水难以达标排放的问题,采用单因素实验的方法探索了臭氧氧化法的深度处理效果。结果表明,以纳米氧化铜作臭氧氧化的催化剂,并且在臭氧发生量为3g/h,催化剂用量为0.25‰,反应过程中温度维持在30℃,反应时间维持在30min的情况下,COD去除率可达95.7%,出水满足GB 3544-2008《制浆造纸工业水污染物排放标准》。实验室自己制备的多孔材料负载Cu O催化剂的回用实验表明,催化剂在不经处理回用5次后,而COD去除率未受明显影响。整个工艺过程稳定性高并且经济环保,适于造纸废水的深度处理工程应用。为了进一步降低氧化废水中的各种离子及微量有机物等指标,实现中水部分回用,采用无机膜和反渗透膜（RO）组成的膜系统对氧化废水进行膜过滤研究。研究发现无机膜和RO膜组成的膜过滤系统对化学氧化处理的废水进行过滤可以有效地降低废水中的TDS、COD、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子浓度等指标,其中TDS、色度、硫酸根离子以及铁离子的去除效果显着,连续运行发现,这些指标降低95%以上。膜系统经过不同时间和次数对化学氧化后废水过滤后,仍然保持良好的过滤效果。相对于不同孔径的无机膜而言,化学氧化废水经过RO膜过滤后,废水中的TDS、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子均显着降低。
殷梦蕾[8]（2020）在《水体突发性苯胺类污染预处理实验研究及现场工程应急处置》文中研究表明2019年江苏某化工园区爆炸事故中,重污染河段苯胺类化合物浓度达5070mg/L、CODCr在600mg/L左右,超过了园区原有污水处理系统的承受能力,需要进行预处理,使达到原有污水处理系统的进水水质要求。本论文针对研究内容主要分为两部分:预处理小试实验和实际工程应急处置。预处理小试实验选取了二氧化氯氧化法、臭氧氧化法以及Fenton氧化法三种方法进行研究,并将其比较分析,选取适宜的方法指导应急处置的实施。主要工作如下:使用二氧化氯氧化法对污染河水中苯胺类化合物和CODCr的去除进行了研究,通过单因素实验考察了初始pH、二氧化氯投加量以及反应时间对处理效果的影响,在单因素实验的基础上进行了正交实验。结果表明:在初始pH为5,二氧化氯投加量为(CODCr)/（ClO2）质量比3:1时的投加量,室温下反应90min的条件下,苯胺类化合物和CODCr分别降至2.11mg/L和279mg/L,去除率分别为96.5%和54.5%。使用臭氧氧化法对污染河水中苯胺类化合物和CODCr的去除进行了研究,通过单因素实验考察了初始pH、臭氧投加量以及反应时间对处理效果的影响,在单因素实验的基础上进行了正交实验。实验结果表明:室温下在初始pH为9,臭氧投加量为(CODCr)/（O3）质量比10:6时的投加量,反应60min的条件下去除效果最佳,苯胺类化合物和CODCr分别降至0.67mg/L和370mg/L,去除率分别为98.8%和37.2%。使用Fenton氧化法对污染河水中苯胺类化合物和CODCr的去除进行了研究,在单因素实验的基础上进行了正交实验,研究了初始pH、（H2O2）/(Fe2+)摩尔比、H2O2与Fe2+投加量以及反应时间对受污染水体处理效果的影响。实验结果表明:当反应时间为60min,初始pH为5,（H2O2）/(Fe2+)摩尔比为8:1,投加量为(CODCr)/（H2O2）质量比1:2时,处理效果最佳,出水苯胺类未检出,去除率大于99.9%,CODCr可降至119mg/L,去除率达79.6%。综合考虑三种处理方法的处理效果、工艺条件以及处理成本,选择了Fenton氧化法指导现场工程应急处置。对现场的主要构筑物进行了相应的改造,并根据实际条件设计了应急处置方案:在改造的Fenton氧化沉淀池两侧分别投加硫酸亚铁溶液和27.5%双氧水,采用罗茨风机进行曝气搅拌（气水比5:1）。应急处置运行参数为:固体七水硫酸亚铁投加量1.7 kg/m3,27.5%双氧水投加量5.5 L/m3,曝气搅拌时间延长至3h,运行后出水苯胺类浓度可降至0.310.77mg/L,CODCr降至235301mg/L,达到园区原有污水处理系统进水水质要求。
唐建伟[9]（2019）在《光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究》文中提出3,4-二甲基苯胺（3,4-dimethylaniline,3,4-DMA）废水具有高盐、难降解和致癌、致畸、致突变特性,对人体和环境造成重大危害。本文基于光催化和电催化等高级氧化技术,开发了光电耦合催化氧化新工艺,即以悬浮态的纳米二氧化钛（Ti O2）光催化剂和紫外光作为光催化子系统,以钛基二氧化铱阳极（Ti/Ir O2）和石墨阴极作为电催化子系统,两个子系统在同一个混沌体系中进行催化氧化反应,从而为处理高氯3,4-DMA废水提供了一种高效处理方法。在研究该工艺影响因素和反应动力学的基础上,本文探讨了3,4-DMA的氧化机理、降解机理和光电耦合催化氧化协同机理,对于深入研究光电耦合催化氧化法、光催化和电催化具有一定的理论意义和工程应用价值。（1）基于单因素实验研究了电流密度、光照强度、光催化剂投加量、氯化钠浓度、初始p H值、3,4-DMA初始浓度等7个参数对光电耦合催化氧化系统降解3,4-DMA的影响规律。采用响应面分析法和反应动力学数学模型,对其中四个参数的交互作用、最佳条件等进行了研究。结果发现:3,4-DMA在光电耦合催化氧化系统的降解遵守准一级动力学规律。各因素对系统影响的大小排序为:电流密度>初始p H>氯化钠浓度>光照强度。其中,电流密度与氯化钠浓度、初始p H与光照强度之间存在交互作用。最佳工艺条件为:电流密度为3.46 m A/cm2,初始p H为3.3,氯化钠浓度为5733 mg/L,光照强度为10.6 W。（2）基于分子探针检测和不同抑制剂条件下的动力学规律研究,对高氯离子条件下光电耦合催化氧化系统中的羟基自由基、光生空穴、电子还原半反应、过氧化物、氯类活性氧化物质等各类活性氧化物质的含量、贡献度等进行了分析研究。结果发现:在二氧化钛、钛基二氧化铱催化剂共同作用下,光电耦合催化氧化系统中氯类活性氧化物和羟基自由基贡献度分别为88.24%和6.19%,而空穴氧化和过氧化铱直接氧化贡献度可以忽略不计。其中,光电耦合催化氧化系统中羟基自由基主要来源于光催化子系统,羟基自由基的产生遵守零级动力学规律,氯类活性氧化物质主要是自由氯和二氧化氯。（3）基于GC-MS和UV-Vis检测,结合3,4-DMA降解率变化和TOC分析,深入研究羟基自由基和氯类活性氧化物质对3,4-DMA降解的作用机理,分析3,4-DMA的降解中间产物和降解路径。结果发现,3,4-DMA降解中间产物主要是邻二甲苯、苯甲醛、甲苯、烷烃类物质和联苯类物质。在光电耦合催化氧化系统中3,4-DMA降解初期主要是通过氯类活性物质对侧链进行快速氧化,转化为易分解的苯甲醛等苯环类物质,后期主要是通过羟基自由基进行开环、矿化。GC-MS检测未发现反应产物中有氯代物,推测是羟基自由基和二氧化氯抑制了氯代物的生成。（4）设计了光催化、电催化、光电耦合催化、光助电催化、电助光催化等系列实验,基于动力学分析,结合光化学原理和量子力学理论对光电耦合催化氧化系统的协同效应进行了定量的分析研究。结果发现,光电耦合催化氧化系统中光催化子系统和电催化子系统存在明显的协同效应。协同效应产生的机理是:（1）电催化子系统的析氧副反应为光催化系统提供了电子受体,且静电场抑制了光生电子-空穴对的复合,促进系统产生更多的羟基自由基。（2）光催化子系统的紫外光激发了3,4-DMA分子及其降解中间产物,提升了活性氧化物质的利用率。（5）以某制药厂二沉池出水为原水,对光电耦合催化氧化处理3,4-DMA废水的效果进行研究。结果表明,光电耦合催化氧化反应10min后3,4-DMA浓度达到了《污水综合排放标准》GB 8978-1996中二级排放标准。估算光电耦合催化氧化工艺的运行成本为4.25元/吨。综合分析该方法降解速率快、处理效果好、经济效益明显,是一种实用性强的工业废水深度处理技术。
张占勋[10]（2019）在《臭氧电催化氧化工艺处理反渗透高盐浓水的研究及应用》文中研究表明近年来随着社会发展及环保意识的提高,很多地区不仅关注废水的达标排放,还要求企业最大限度地回用废水,减轻对环境的污染。煤化工等行业的反渗透高盐浓水中的难降解有机物不利于后续的盐结晶分质回收,严重影响了企业项目的运行。本论文中反渗透高盐浓水的COD为750～800 mg/L,电导率为27.0～28.0 mS/cm,pH值为7.0～7.5,应企业要求,处理后的高盐浓水COD去除率达到60%以上,单位吨水能耗小于10 kW·h。通过研究臭氧电催化氧化工艺,满足企业对反渗透高盐浓水处理要求,也为其他类似废水的处理提供数据支撑。分别采用电催化氧化法和臭氧氧化法对某煤化工焦化厂反渗透高盐浓水进行了小试实验处理,通过对比废水的COD（化学需氧量）去除率、pH、CON（电导率）、单位吨水能耗以及单位千克COD能耗的变化情况,利用单因素的实验优化了电催化氧化和臭氧氧化的工艺参数,同时确定了臭氧氧化法和电催化氧化法的最佳组合方式为臭氧-电催化氧化串联的方式。臭氧-电催化氧化法确定的最优参数为:反应时间为60 min（臭氧反应30 min,电催化反应30 min）,臭氧气态流量为0.1 L/min,臭氧气态浓度为32.0 mg/L,采用多电极体系,选用阳极材质为钌铱电极,阴极材质为钛电极,电流密度为5 mA/cm2,电极间距为1 cm。废水经过臭氧-电催化氧化工艺处理后,最终的COD去除率为67.6%。臭氧-电催化氧化处理对应的单位吨水处理能耗为6.4 kW·h,对应的单位千克COD处理能耗为16.1 kW-h。根据小试实验优化的参数进行中试,设计了中试系统流程“原水桶—臭氧氧化反应器—中间水桶—电催化反应器—出水桶”以及制作了电催化反应器和臭氧反应器等,采用臭氧-电催化氧化的方式处理废水。中试进水为某工厂焦化废水零排放车间二级反渗透高盐浓水,COD为750.0 mg/L,电导率为24.7 mS/cm,pH值为7.5,处理规模为2.4 m3/d,反应器连续运行9 h,最终COD的去除率为68.6%,臭氧-电催化氧化处理对应的单位吨水能耗为7.9 kW·h,单位千克COD处理能耗为18.5 kW·h。因此达到企业要求,具有一定的经济和技术可行性。
二、电催化氧化法降解炼油二级出水COD_(Cr)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、电催化氧化法降解炼油二级出水COD_(Cr)的研究（论文提纲范文）
（1）电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 焦化废水简介 |
| 1.1.1 焦化废水的产生、组分及危害 |
| 1.1.2 焦化废水的常规处理方法及出水特点与危害 |
| 1.1.3 焦化废水的深度处理方法 |
| 1.2 电催化氧化技术 |
| 1.2.1 电催化氧化技术的原理 |
| 1.2.2 电催化氧化材料的种类与选择 |
| 1.2.3 电催化氧化技术在废水处理中的研究现状 |
| 1.3 紫外氯强化电催化氧化技术的研究进展 |
| 1.4 课题的提出 |
| 1.4.1 目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料、装置与方法 |
| 2.1 实验材料及装置 |
| 2.1.1 焦化废水生化出水水质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验药剂与仪器 |
| 2.2 测定项目及方法 |
| 2.3 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 2.3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 2.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 2.4 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 2.4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 2.5 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证的实验方法 |
| 2.5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 第3章 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验研究 |
| 3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 3.2.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 3.2.2 极板数量对处理效果的影响 |
| 3.2.3 极板间距对处理效果的影响 |
| 3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 3.3.1 吸附平衡研究 |
| 3.3.2 吸附动力学研究 |
| 3.3.3 吸附反应条件优化 |
| 3.4 三维荧光光谱分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验研究 |
| 4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 4.1.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 4.1.2 极板间距对处理效果的影响 |
| 4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 4.2.1 淬灭研究 |
| 4.2.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证 |
| 5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.1.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.1.2 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.2.1 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.2.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 黄药概述 |
| 1.1.1 课题研究背景 |
| 1.1.2 黄药简介 |
| 1.2 处理黄药废水常用方法概况 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 自然降解法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.2.4.1 臭氧及其复合氧化技术 |
| 1.2.4.2 电催化氧化法 |
| 1.2.4.3 光催化氧化法 |
| 1.2.4.4 Fenton和类Fenton氧化法 |
| 1.2.4.5 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3 机械活化膨润土基铁铋氧体 |
| 1.3.1 BiFeO_3 |
| 1.3.2 Bi_2Fe_4O_9 |
| 1.3.3 膨润土 |
| 1.3.4 机械活化技术 |
| 1.4 研究意义与主要内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 机械活化膨润土基铁铋氧体光FENTON催化降解EX |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验耗材和设备 |
| 2.2.2 A-BiFe/Bent催化剂的制备与表征 |
| 2.2.3 光Fenton催化降解EX的实验 |
| 2.2.4 分析方法与计算 |
| 2.2.5 不同工艺对比实验及A-BiFe/Bent稳定性测试 |
| 2.2.6 EX溶液毒性试验 |
| 2.2.7 沉降试验 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 A-BiFe/Bent的表征分析 |
| 2.3.2 不同反应条件对光Fenton降解EX的影响 |
| 2.3.2.1 初始p H的影响 |
| 2.3.2.2 催化剂剂量的影响 |
| 2.3.2.3 H_2O_2浓度的影响 |
| 2.3.2.4 反应温度的影响 |
| 2.3.3 机理研究 |
| 2.3.3.1 UV-Vis光谱图表征及COD_(Cr)测定 |
| 2.3.3.2 ~1H NMR分析 |
| 2.3.3.3 LC-MS分析 |
| 2.3.3.4 FT-IR分析 |
| 2.3.3.5 XPS分析 |
| 2.3.3.6 自由基清除实验及催化机理 |
| 2.3.4 A-BiFe/Bent光 Fenton降解黄药 |
| 2.3.4.1 对比实验 |
| 2.3.4.2 毒性实验 |
| 2.3.4.3 A-BiFe/Bent的沉降性及磁性 |
| 2.3.4.4 A-BiFe/Bent重复性及稳定性 |
| 2.3.5 选矿废水中共存物质对A-BiFe/Bent光Fenton降解EX的影响 |
| 2.3.5.1 阳离子对反应体系的影响 |
| 2.3.5.2 阴离子对反应体系的影响 |
| 2.3.5.3 松醇油对反应体系的影响 |
| 2.3.5.4 其他常见烷基黄药降解的效果 |
| 2.3.5.5 可见光Fenton体系在真实废水的实际降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 机械活化膨润土基铁铋氧体光电协同催化降解EX |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料和设备 |
| 3.2.2 光电协同催化降解EX |
| 3.2.3 活性自由基捕获实验 |
| 3.2.4 分析方法与计算 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 电解质对EX光电降解的影响 |
| 3.3.2 电解质浓度对EX光电降解的影响 |
| 3.3.3 粒子电极剂量对EX光电降解的影响 |
| 3.3.4 外加电压对EX光电降解的影响 |
| 3.3.5 曝气速率对EX光电降解的影响 |
| 3.3.6 初始pH对EX光电降解的影响 |
| 3.4 降解产物的确定及可能的降解机理 |
| 3.4.1 光电降解过程中EX中间体的确定 |
| 3.4.2 EX可能的降解机理 |
| 3.5 A-BIFE/BENT的应用性能 |
| 3.5.1 对比实验 |
| 3.5.2 生物毒性实验及A-BiFe/Bent稳定性实验 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 光助机械活化膨润土基铁铋氧体活化过二硫酸钾催化降解EX |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料和设备 |
| 4.2.2 A-BiFe/Bent协同PS光催化降解EX |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 反应条件的影响 |
| 4.3.1.1 PS浓度 |
| 4.3.1.2 催化剂用量 |
| 4.3.1.3 反应温度 |
| 4.3.1.4 初始pH |
| 4.3.1.5 共存阴离子种类及浓度 |
| 4.3.1.6 水质对降解EX的影响 |
| 4.3.2 降解EX研究 |
| 4.3.2.1 A-BiFe/Bent协同PS降解EX |
| 4.3.2.2 活性氧物种的确定及机理探究 |
| 4.3.2.3 Vis-A-BiFe/Bent-PS体系高氧化性原因分析 |
| 4.3.3 应用性能研究 |
| 4.3.3.1 降解异丙基黄药和正丁基黄药 |
| 4.3.3.2 毒性实验 |
| 4.3.3.3 催化剂的重复性 |
| 4.3.3.4 对比高级氧化体系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的科技论文 |
（3）电催化氧化法高效处理制药废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 制药废水水质特点及处理现状 |
| 1.2.1 制药废水的水质特点 |
| 1.2.2 制药废水处理的研究现状 |
| 1.3 电催化氧化技术研究进展 |
| 1.3.1 电催化氧化技术的介绍 |
| 1.3.2 电催化氧化法的基本原理 |
| 1.3.3 三维电催化氧化技术 |
| 1.4 论文研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 粒子电极的选取 |
| 2.1.2 实验水样 |
| 2.1.3 实验材料与仪器 |
| 2.2 电催化氧化系统的建立 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 盐酸小檗碱(BH)的检测方法 |
| 2.3.2 化学需氧量(COD)分析 |
| 2.3.3 电极的表征 |
| 3 三维粒子电极制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 粒子电极制备 |
| 3.2.1 氧化石墨烯(GO)制备 |
| 3.2.2 Fe_3O_4粒子电极制备 |
| 3.2.3 SnO_2粒子电极制备 |
| 3.2.4 Fe_3O_4/SnO_2粒子电极制备 |
| 3.2.5 Fe_3O_4/SnO_2-GO粒子电极制备 |
| 3.3 粒子电极结构表征 |
| 3.3.1 XRD分析 |
| 3.3.2 VSM分析 |
| 3.3.3 SEM分析 |
| 3.3.4 TEM、HRTEM和 Mapping分析 |
| 3.3.5 XPS分析 |
| 3.3.6 FTIR分析 |
| 3.4 电化学性能测试 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 4 三维电芬顿降解盐酸小檗碱催化性能及影响因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 不同粒子电极电催化活性测试 |
| 4.4 降解盐酸小檗碱影响因素研究 |
| 4.4.1 电流密度对降解盐酸小檗碱的影响 |
| 4.4.2 粒子电极投量对降解盐酸小檗碱的影响 |
| 4.4.3 电极间距对降解盐酸小檗碱的影响 |
| 4.4.4 初始p H对降解盐酸小檗碱的影响 |
| 4.4.5 离子强度对降解盐酸小檗碱的影响 |
| 4.5 紫外光谱及TOC分析 |
| 4.6 粒子电极稳定性实验 |
| 4.7 自由基捕获实验 |
| 4.8 污染物降解机理分析 |
| 4.9 结果与讨论 |
| 5 电催化氧化法降解实际制药废水研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 电电极表征 |
| 5.3.1 SEM表征 |
| 5.3.2 EDX表征 |
| 5.3.3 XRD表征 |
| 5.4 三维电催化氧化法降解实际废水 |
| 5.4.1 电极间距对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.4.2 粒子电极投量对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.4.3 电流密度对COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.4.4 初始pH对 COD_(Cr)去除率的影响 |
| 5.5 结果与讨论 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.2 渗滤液浓缩液特征 |
| 1.2.1 浓缩液产生源 |
| 1.2.2 水质特性 |
| 1.3 渗滤液浓缩液关键技术 |
| 1.3.1 异地处置 |
| 1.3.2 就地减量 |
| 1.3.3 填埋场回灌 |
| 1.3.4 就地无害化处理 |
| 1.4 臭氧氧化强化技术进展 |
| 1.4.1 微纳米臭氧氧化技术 |
| 1.4.2 催化臭氧氧化技术 |
| 1.4.3 超重力协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.4 过氧化氢协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.5 紫外光协同臭氧耦合技术 |
| 1.4.6 电化学协同臭氧耦合技术 |
| 1.5 研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验装置与分析方法 |
| 2.1 浓缩液性质及预处理 |
| 2.1.1 样品来源及性质 |
| 2.1.2 样品预处理 |
| 2.2 实验装置设计 |
| 2.3 污染物指标分析方法 |
| 2.3.1 常规指标 |
| 2.3.2 重金属 |
| 2.3.3 新型污染物 |
| 2.4 有机物含量测定方法 |
| 2.4.1 腐殖质提取 |
| 2.4.2 分子量分布 |
| 2.4.3 紫外吸收光谱 |
| 2.4.4 三维荧光光谱 |
| 2.4.5 傅立叶变换离子回旋共振质谱 |
| 2.5 活性氧化物质分析方法 |
| 2.5.1 臭氧含量分析 |
| 2.5.2 羟基自由基含量分析 |
| 2.5.3 过氧化氢含量分析 |
| 2.5.4 活性氯含量分析 |
| 2.6 风险评估方法 |
| 2.6.1 生态风险评估 |
| 2.6.2 毒性含量评估 |
| 第三章 渗滤液浓缩液特征识别及风险评估研究 |
| 3.1 浓缩液基本理化性质 |
| 3.1.1 常规指标 |
| 3.1.2 重金属 |
| 3.2 浓缩液新型污染物分布特征 |
| 3.2.1 农药 |
| 3.2.2 抗生素 |
| 3.2.3 抗性基因 |
| 3.3 新型污染物与常规指标相关性分析 |
| 3.3.1 重金属与其他常规指标的相关性分析 |
| 3.3.2 农药与常规指标相关性分析 |
| 3.3.3 抗生素/抗性基因与常规指标相关性分析 |
| 3.4 浓缩液风险评估 |
| 3.4.1 重金属毒性风险及排放估计 |
| 3.4.2 农药生态风险及排放估计 |
| 3.4.3 抗生素生态风险及排放估计 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
| 4.1 影响条件优化 |
| 4.1.1 气泡尺寸 |
| 4.1.2 臭氧投加量 |
| 4.1.3 初始pH |
| 4.1.4 反应时间 |
| 4.2 有机物转化过程特性 |
| 4.2.1 不同组分特征变化 |
| 4.2.2 分子量特征变化 |
| 4.3 活性物质作用效能分析 |
| 4.3.1 气含率 |
| 4.3.2 溶解臭氧浓度 |
| 4.3.3 羟基自由基 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 E~+-微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
| 5.1 耦合作用效能及影响因素 |
| 5.1.1 初始pH |
| 5.1.2 电流密度 |
| 5.1.3 极板位置 |
| 5.1.4 通电模式 |
| 5.2 有机物转化过程特性 |
| 5.2.1 不同组分特征变化 |
| 5.2.2 等效双键特征变化 |
| 5.2.3 分子水平特征变化 |
| 5.3 活性物质作用效能分析 |
| 5.3.1 溶解臭氧浓度 |
| 5.3.2 羟基自由基 |
| 5.3.3 过氧化氢 |
| 5.3.4 活性氯 |
| 5.3.5 活性物质耦合机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 E~+-微纳米O_3同步去除浓缩液典型新型污染物效能 |
| 6.1 诺氟沙星降解影响效能分析 |
| 6.1.1 初始pH的影响 |
| 6.1.2 电流密度的影响 |
| 6.1.3 多底物因素的影响 |
| 6.2 E~+-微纳米O_3降解诺氟沙星机理分析 |
| 6.2.1 NOR~(+,0)降解路径分析 |
| 6.2.2 NOR~(+,-)降解路径分析 |
| 6.2.3 NOR~(0,-)降解路径分析 |
| 6.2.4 机理剖析 |
| 6.3 浓缩液诺氟沙星降解及环境影响分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位的科研成果 |
| 附录 中英文名称对照 |
（5）PS高级氧化技术深度处理造纸废水工程应用及智能化控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国造纸工业污染现状 |
| 1.2 造纸废水水质特征及处理方法 |
| 1.2.1 造纸废水来源及特点 |
| 1.2.2 造纸废水常规处理方法 |
| 1.2.3 造纸废水深度处理技术 |
| 1.3 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3.1 过硫酸盐产生硫酸根自由基的活化方法 |
| 1.3.2 基于硫酸根自由基的高级氧化技术的应用 |
| 1.4 废水处理过程智能化控制研究概况 |
| 1.4.1 废水处理过程智能化控制研究的意义 |
| 1.4.2 废水处理过程智能化控制研究现状 |
| 1.5 课题研究内容及意义 |
| 1.5.1 本文研究内容 |
| 1.5.2 本文的技术路线 |
| 1.5.3 本文的研究方法与思路 |
| 1.5.4 本文的研究意义 |
| 第二章 PS高级氧化技术深度处理造纸生化出水的研究 |
| 2.1 造纸废水的来源及水质指标 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 化学需氧量COD_(Cr) |
| 2.3.2 Fe~(2+)浓度的测定 |
| 2.3.3 过硫酸钠浓度的测定 |
| 2.4 实验步骤 |
| 2.5 实验结果与分析 |
| 2.5.1 PS氧化体系下p H值对COD_(Cr)降解率的影响 |
| 2.5.2 PS氧化体系下Fe~(2+)投加量对COD_(Cr)降解率的影响 |
| 2.5.3 PS氧化体系下Na_2S_2O_8 投加量对COD_(Cr)降解率的影响 |
| 2.5.4 混凝剂(PAC)投加量对PS氧化体系下COD_(Cr)降解率的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 PS高级氧化技术工程应用设计 |
| 3.1 工程概况 |
| 3.2 工程主要技术规范与标准 |
| 3.3 工程设计要点及主要设计参数 |
| 3.3.1 设计水量 |
| 3.3.2 设计进水水质 |
| 3.3.3 设计出水水质 |
| 3.3.4 造纸废水处理工程升级改造系统设计 |
| 3.4 调试与运行方案 |
| 3.4.1 运行调试过程与步骤 |
| 3.4.2 运行管理注意事项 |
| 3.5 运行情况分析 |
| 3.5.1 运行水质结果分析 |
| 3.5.2 升级改造工艺的技术特点 |
| 3.5.3 升级改造系统工程现场图 |
| 3.5.4 升级改造系统的经济性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 PS高级氧化+双膜法组合工艺深度处理造纸生化出水的中试研究 |
| 4.1 中试系统水质水量分析 |
| 4.2 中试废水处理系统工艺 |
| 4.2.1 中试废水处理系统工艺选择 |
| 4.2.2 中试废水处理系统工艺特点 |
| 4.3 中试系统主要构筑物及设计参数 |
| 4.3.1 PS高级氧化处理单元 |
| 4.3.2 双膜处理单元 |
| 4.4 中试研究运行结果 |
| 4.4.1 中试系统对COD_(Cr)、NH_3-N、TN、TP的去除效果 |
| 4.4.2 中试系统对电导率的去除效果 |
| 4.4.3 中试系统现场图 |
| 4.4.4 中试系统运行费用分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 基于模糊BP神经网络的废水高级氧化处理的智能加药系统 |
| 5.1 本章基本理论概述 |
| 5.1.1 主元分析法 |
| 5.1.2 BP神经网络算法 |
| 5.1.3 模糊神经网络算法 |
| 5.2 基于PCA-BP神经网络的出水COD_(Cr)预测模型的建立 |
| 5.2.1 数据选取及预处理 |
| 5.2.2 建模基本过程及模型参数的选择与设定 |
| 5.2.3 模型性能评价指标及运行结果与分析 |
| 5.3 PS高级氧化技术智能加药控制系统的设计及仿真 |
| 5.3.1 PS高级氧化智能加药控制系统的描述 |
| 5.3.2 模糊控制器的建模过程及模型参数的选择与设定 |
| 5.3.3 Simulink仿真模型的建立 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 1.结论 |
| 2.展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）电催化氧化处理有毒有害废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 拉开粉BX废水性质、来源以及处理现状 |
| 1.2.1 拉开粉BX理化性质和用途 |
| 1.2.2 拉开粉BX在水体中的环境化学行为 |
| 1.2.3 含拉开粉BX废水来源 |
| 1.2.4 含拉开粉BX废水的处理现状 |
| 1.3 苯并三唑废水性质、来源以及处理现状 |
| 1.3.1 苯并三唑理化性质和用途 |
| 1.3.2 苯并三唑在水体中的环境化学行为 |
| 1.3.3 苯并三唑的污染状况及处理现状 |
| 1.4 电催化氧化技术 |
| 1.4.1 电催化氧化法研究概况 |
| 1.4.2 电催化氧化法基本原理 |
| 1.4.3 电催化氧化法在废水处理中的应用 |
| 1.5 研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验过程 |
| 2.3.1 模拟废水配置 |
| 2.3.2 极板的处理 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.3.4 蠕动泵转速与流量标准曲线 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 絮体成分分析 |
| 2.4.2 COD测定 |
| 2.4.3 能耗计算 |
| 2.4.4 反应动力学分析 |
| 第三章 电催化氧化处理拉开粉BX模拟废水的研究 |
| 3.1 实验方案 |
| 3.2 电催化氧化处理拉开粉BX模拟废水影响因素的研究 |
| 3.2.1 反应时间对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.2 反应电流对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.3 废水循环流量对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.4 电解质浓度对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.5 初始pH值对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.6 模拟废水浓度对处理效果和能耗的影响 |
| 3.2.7 极板数对处理效果和能耗的影响 |
| 3.3 实验结果稳定性分析 |
| 3.4 现场运行 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 电催化氧化处理拉开粉BX模拟废水的机理研究 |
| 4.1 絮体成分分析 |
| 4.2 电化学氧化作用分析 |
| 4.3 电化学还原作用分析 |
| 4.4 电化学气浮作用分析 |
| 4.5 极板材料对拉开粉BX模拟废水处理效果的影响 |
| 4.6 反应动力学分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 电催化氧化处理苯并三唑模拟废水的研究 |
| 5.1 实验方案 |
| 5.2 电催化氧化处理苯并三唑模拟废水影响因素的研究 |
| 5.2.1 反应电流对处理效果和能耗的影响 |
| 5.2.2 废水循环流量对处理效果和能耗的影响 |
| 5.2.3 电解质浓度对处理效果和能耗的影响 |
| 5.2.4 初始PH对处理效果和能耗的影响 |
| 5.2.5 模拟废水初始浓度对处理效果和能耗的影响 |
| 5.3 实验结果稳定性分析 |
| 5.4 反应动力学分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的科研成果 |
| 作者与导师简介 |
| 附件 |
（7）废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制浆造纸工业的概况 |
| 1.1.1 制浆造纸过程及产生的废水 |
| 1.1.1.1 备料废水 |
| 1.1.1.2 制浆废水 |
| 1.1.1.3 中段废水 |
| 1.1.1.4 造纸白水 |
| 1.1.1.5 污冷凝水 |
| 1.1.1.6 末端废水 |
| 1.1.2 脱墨浆造纸过程的简介及产生废水情况 |
| 1.1.2.1 废纸的离解及浆料净化与浓缩 |
| 1.1.2.2 废纸脱墨 |
| 1.1.2.3 废纸回用废水 |
| 1.2 制浆造纸废水处理技术 |
| 1.2.1 化学处理法 |
| 1.2.2 物化处理法 |
| 1.2.2.1 混凝沉淀处理 |
| 1.2.2.2 混凝气浮法 |
| 1.2.3 生化处理法 |
| 1.2.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.2.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.2.3.3 生物酶催化技术 |
| 1.2.3.4 厌氧好氧组合技术 |
| 1.3 制浆造纸废水的深度处理技术 |
| 1.3.1 混凝法深度处理 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.3.1 概述 |
| 1.3.3.2 基本原理 |
| 1.3.3.3 应用 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.4.1 光催化氧化法 |
| 1.3.4.2 催化湿式氧化法 |
| 1.3.4.3 声化学氧化 |
| 1.3.4.4 臭氧氧化法 |
| 1.3.4.5 芬顿氧化法 |
| 1.3.4.6 超临界水氧化法 |
| 1.3.4.7 电化学氧化法 |
| 1.3.4.8 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3.5 联合工艺处理(综合处理方法) |
| 1.3.6 生态处理法 |
| 1.3.7 生物酶法 |
| 1.3.8 组合技术法 |
| 1.4 造纸终端水回用技术及其背景和意义 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 中水回用技术 |
| 1.4.3 中水回用的意义及其发展前景 |
| 1.5 本论文研究开发工作的提出及其意义 |
| 第二章 废纸制浆造纸主要处理工段水样中有机物特性分析 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料及来源 |
| 2.1.2 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验原料前处理方法 |
| 2.2.2 紫外-可见分光光度计法 |
| 2.2.3 气相色谱-质谱分析方法 |
| 2.2.4 废水CODCr的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 厌氧出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.2 厌氧出水再经化学混凝处理后水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.3 SBR好氧处理出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.4 芬顿氧化排水的GC-MS分析 |
| 2.4 本章总结 |
| 第三章 二级生化处理出水化学絮凝处理 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 造纸废水来源 |
| 3.1.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水质的基本性质测定 |
| 3.2.1.1 PH值的测定 |
| 3.2.1.2 污泥元素分析 |
| 3.2.1.3 水质化学需氧量(COD) |
| 3.2.1.4 废水中半挥发性有机物的检测与分析 |
| 3.2.2 PFS的制备 |
| 3.2.3 絮凝实验 |
| 3.2.4 响应面实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 厌氧出水与芬顿氧化入水的GC-MS分析 |
| 3.3.2 芬顿氧化入水絮凝最优工艺探索 |
| 3.3.2.1 絮凝剂种类的优化 |
| 3.3.2.2 絮凝工艺响应面试验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧氧化催化剂的选择及过程优化 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2 实验分析及方法 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.1.1 催化氧化实验 |
| 4.2.1.2 负载型催化剂的制备 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.2.1 常规指标测定 |
| 4.2.2.2 臭氧浓度分析 |
| 4.2.2.3 CODCR的测定 |
| 4.2.2.4 色度测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 臭氧氧化催化剂的选择 |
| 4.3.2 负载型催化剂的回用研究 |
| 4.3.3 催化剂用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.4 臭氧用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.5 反应温度对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.6 反应时间对臭氧氧化的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 化学氧化后废水的膜处理连续试验研究 |
| 5.1 实验原料及方法 |
| 5.1.1 实验原料及试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 中试仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 无机膜的制备 |
| 5.2.2 pH值的测定 |
| 5.2.3 TDS的测定 |
| 5.2.4 电导率的测定 |
| 5.2.5 化学需氧量COD的测定 |
| 5.2.6 色度的测定 |
| 5.2.7 硫酸盐含量的测定 |
| 5.2.8 氯化物含量的测定 |
| 5.2.9 总铁含量测定 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 膜系统处理过程各项指标去除情况 |
| 5.3.2 膜系统运行的稳定性测试 |
| 5.3.3 不同孔径的膜处理对废水的影响 |
| 5.3.4 无机膜和反渗透膜对废水的影响 |
| 5.3.5 臭氧氧化/复合膜处理对废水的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）水体突发性苯胺类污染预处理实验研究及现场工程应急处置（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 苯胺类物质的性质、应用及危害 |
| 1.2 苯胺类废水处理方法研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 高级氧化技术 |
| 1.3.1 高级氧化方法概念 |
| 1.3.2 羟基自由基 |
| 1.4 研究背景及内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 事故污染河水水质 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 第2章 二氧化氯对苯胺类污染河水的氧化效能 |
| 2.1 实验 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.1.3 实验步骤 |
| 2.1.4 测定项目及方法 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 初始pH对去除率的影响 |
| 2.2.2 投加量对去除率的影响 |
| 2.2.3 反应时间对去除率的影响 |
| 2.3 正交实验 |
| 2.3.1 正交实验设计 |
| 2.3.2 正交实验分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 臭氧对苯胺类污染河水的氧化效能 |
| 3.1 臭氧氧化原理 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方案 |
| 3.2.3 实验步骤 |
| 3.2.4 测定项目及方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 初始pH对去除率的影响 |
| 3.3.2 投加量对去除率的影响 |
| 3.3.3 反应时间对去除率的影响 |
| 3.4 正交实验 |
| 3.4.1 正交实验设计 |
| 3.4.2 正交实验分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Fenton对苯胺类污染河水的氧化效能 |
| 4.1 Fenton氧化原理 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验方案 |
| 4.2.3 实验步骤 |
| 4.2.4 测定项目及方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 初始pH对去除率的影响 |
| 4.3.2 (H_2O_2)/(Fe~(2+))摩尔比对去除率的影响 |
| 4.3.3 投加量对去除率的影响 |
| 4.3.4 反应时间对去除率的影响 |
| 4.4 正交实验 |
| 4.4.1 正交实验设计 |
| 4.4.2 正交实验分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 方法比较及现场工程应急处置预处理 |
| 5.1 方法比较 |
| 5.1.1 处理效果 |
| 5.1.2 工艺条件 |
| 5.1.3 成本分析 |
| 5.2 现场工程应急处置预处理 |
| 5.2.1 园区原有污水处理系统 |
| 5.2.2 主要构筑物改造 |
| 5.2.3 应急处置方案 |
| 5.2.4 运行参数 |
| 5.2.5 应急处置效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（9）光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 3,4-二甲基苯胺类废水的来源及特点 |
| 1.1.2 3,4-二甲基苯胺废水的排放标准及现状 |
| 1.2 3,4-二甲基苯胺废水处理研究进展 |
| 1.2.1 传统工艺研究进展 |
| 1.2.2 高级氧化法研究进展 |
| 1.3 光、电催化氧化降解水中有机物的研究进展 |
| 1.3.1 电催化氧化研究进展 |
| 1.3.2 光催化氧化研究进展 |
| 1.3.3 光电催化氧化研究进展 |
| 1.4 主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 电极与催化剂 |
| 2.2.1 钛基二氧化铱阳极 |
| 2.2.2 石墨板阴极 |
| 2.2.3 二氧化钛光催化剂 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 实验流程 |
| 2.5 实验检测方法 |
| 2.5.1 3,4-二甲基苯胺浓度的定量检测 |
| 2.5.2 羟基自由基浓度的定量测定 |
| 2.5.3 三聚氰胺浓度的测定 |
| 2.5.4 氯类物质的定量测定 |
| 2.5.5 降解中间产物的测定 |
| 2.6 实验分析方法 |
| 第三章 光电耦合催化氧化系统的影响因素及反应动力学研究 |
| 3.1 电催化子系统操作工艺参数 |
| 3.1.1 电流密度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.1.2 曝气强度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.2 光催化子系统操作工艺参数 |
| 3.2.1 光照强度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.2.2 光催化剂投加量对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3 物料子系统初始条件参数 |
| 3.3.1 初始氯化钠浓度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3.2 初始p H值对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.3.3 3,4-二甲基苯胺初始浓度对光电耦合催化氧化系统的影响 |
| 3.4 响应面法分析 |
| 3.4.1 响应面分析试验设计与结果 |
| 3.4.2 数学建模及显着性检验 |
| 3.4.3 响应面模型的因子图分析 |
| 3.4.4 响应面等值线图法优化降解反应参数 |
| 3.5 反应动力学研究 |
| 3.5.1 3,4-二甲基苯胺降解反应动力学模型的推导 |
| 3.5.2 初始p H值对反应动力学的影响 |
| 3.5.3 氯化钠浓度对反应动力学的影响 |
| 3.5.4 电流密度对反应动力学的影响 |
| 3.5.5 光照强度对反应动力学的影响 |
| 3.5.6 3,4-二甲基苯胺降解反应动力学模型的建立与验证 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 光电耦合催化氧化系统的氧化机理研究 |
| 4.1 羟基自由基 |
| 4.1.1 二甲基亚砜作为分子探针检测羟基自由基 |
| 4.1.2 不同系统中羟基自由基的产生规律 |
| 4.1.3 不同影响因素下羟基自由基的产生规律 |
| 4.2 光生空穴 |
| 4.2.1 光生空穴氧化的争议 |
| 4.2.2 光催化系统中光生空穴氧化机理探究 |
| 4.2.3 光电耦合催化氧化系统中光生空穴的氧化机理探究 |
| 4.3 电子还原半反应 |
| 4.4 阳极氧化与氯类活性物质氧化 |
| 4.4.1 阳极氧化机理研究 |
| 4.4.2 氯离子浓度在光电耦合催化氧化系统中的变化规律 |
| 4.4.3 自由氯浓度模型的建立与分析 |
| 4.4.4 氯类自由基的作用机理 |
| 4.4.5 二氧化氯的发现和产生机理分析 |
| 4.4.6 其它氧化性氯 |
| 4.5 光电耦合催化氧化机理模型的建立 |
| 4.5.1 光电耦合催化氧化机理的划分 |
| 4.5.2 氧化物质贡献度的确定和分析 |
| 4.5.3 光电耦合催化氧化降解机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 3,4-二甲基苯胺降解机理研究 |
| 5.1 3,4-二甲基苯胺光电耦合催化氧化降解路径推断 |
| 5.1.1 3,4-二甲基苯胺第一类降解路径的推断分析 |
| 5.1.2 3,4-二甲基苯胺第二类反应路径的推断分析 |
| 5.1.3 3,4-二甲基苯胺总降解路径推测 |
| 5.2 氮元素在降解过程中的转移路径推测 |
| 5.3 氯元素在降解过程中的转移路径推测 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 光电耦合催化氧化协同效应的机理研究 |
| 6.1 光电耦合催化氧化协同效应指标及现象分析 |
| 6.1.1 协同效应指标研究 |
| 6.1.2 光电耦合催化氧化协同现象分析 |
| 6.2 光电耦合催化氧化协同度变化规律研究 |
| 6.2.1 电流密度对协同度的影响 |
| 6.2.2 光照强度对协同度的影响 |
| 6.2.3 氯化钠浓度对协同度的影响 |
| 6.3 光电耦合催化氧化协同机理分析 |
| 6.3.1 析氧反应的协同作用分析与讨论 |
| 6.3.2 光量子的激发作用分析与讨论 |
| 6.3.3 电场的增效作用分析与讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 光电耦合催化氧化工艺在某制药厂废水深度处理中的应用研究 |
| 7.1 湖北某制药厂废水现有处理工艺 |
| 7.1.1 原水基本情况 |
| 7.1.2 现有处理工艺 |
| 7.1.3 处理结果 |
| 7.2 光电耦合催化氧化处理效果分析 |
| 7.2.1 实际废水与模拟废水的处理 |
| 7.2.2 光电耦合催化氧化3,4-二甲基苯胺废水的效益分析 |
| 7.2.3 3,4-二甲基苯胺废水处理工艺的对比分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的学术论文 |
（10）臭氧电催化氧化工艺处理反渗透高盐浓水的研究及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 反渗透高盐浓水水质特点及处理技术研究现状 |
| 1.2.1 反渗透高盐浓水的水质特点 |
| 1.2.2 反渗透高盐浓水处理技术研究现状 |
| 1.3 电催化氧化法研究现状 |
| 1.3.1 电催化氧化法的原理 |
| 1.3.2 电催化氧化法处理废水的研究进展 |
| 1.4 臭氧氧化法研究现状 |
| 1.4.1 臭氧氧化法的原理 |
| 1.4.2 臭氧氧化法处理废水的研究进展 |
| 1.5 电催化和臭氧氧化联合技术 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 2 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 废水来源与水质 |
| 2.2 反渗透高盐浓水处理工艺小试设计与条件优化 |
| 2.2.1 电催化工艺 |
| 2.2.2 臭氧氧化工艺 |
| 2.2.3 臭氧电催化氧化联合工艺 |
| 2.3 反渗透高盐浓水处理工艺中试设计及运行 |
| 2.4 测定分析方法 |
| 2.4.1 常规指标测定方法 |
| 2.4.2 GC-MS分析方法 |
| 2.4.3 能耗计算方法 |
| 3 臭氧电催化氧化反渗透高盐浓水的小试条件优化 |
| 3.1 电催化氧化工艺小试条件优化 |
| 3.1.1 电解时间对电催化处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.1.2 电极材料对电催化处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.1.3 电流密度对电催化处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.1.4 电极间距对电催化处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.1.5 多电极体系对电催化处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.1.6 电催化处理反渗透高盐浓水动态实验研究 |
| 3.2 臭氧工艺小试条件优化 |
| 3.2.1 进气臭氧浓度对臭氧溶解平衡浓度的影响 |
| 3.2.2 进气流量对臭氧溶解平衡浓度的影响 |
| 3.2.3 进气臭氧浓度对处理反渗透高盐浓水的影响 |
| 3.3 臭氧电催化联合工艺处理反渗透高盐浓水 |
| 3.3.1 电催化+臭氧复合工艺处理反渗透高盐浓水 |
| 3.3.2 电催化-臭氧串联工艺处理反渗透高盐浓水 |
| 3.3.3 臭氧-电催化串联工艺处理反渗透高盐浓水 |
| 3.4 GC-MS分析优化工艺出水 |
| 3.4.1 各水样GC图谱 |
| 3.4.2 废水水质成分分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 臭氧电催化氧化反渗透高盐浓水的中试系统设计与运行 |
| 4.1 中试系统反应流程设计 |
| 4.2 中试系统反应装置设计 |
| 4.2.1 设计依据及设计原则 |
| 4.2.2 设计计算书 |
| 4.3 中试系统运行 |
| 4.3.1 中试系统运行装置 |
| 4.3.2 中试系统运行效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 第一导师简介 |
| 第二导师简介 |
| 获得成果 |
| 致谢 |
四、电催化氧化法降解炼油二级出水COD_(Cr)的研究（论文参考文献）
- [1]电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究[D]. 谢莉. 太原理工大学, 2021(01)
- [2]机械活化改性膨润土基铁铋氧体高级氧化技术催化处理黄药废水[D]. 杨艳娟. 广西大学, 2021
- [3]电催化氧化法高效处理制药废水研究[D]. 黄星星. 兰州交通大学, 2021(02)
- [4]渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究[D]. 王辉. 上海交通大学, 2020
- [5]PS高级氧化技术深度处理造纸废水工程应用及智能化控制研究[D]. 叶刚. 华南理工大学, 2020(02)
- [6]电催化氧化处理有毒有害废水的研究[D]. 张起毓. 北京化工大学, 2020(02)
- [7]废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究[D]. 焦东. 华南理工大学, 2020(05)
- [8]水体突发性苯胺类污染预处理实验研究及现场工程应急处置[D]. 殷梦蕾. 南华大学, 2020(01)
- [9]光电耦合催化氧化处理高氯3,4-二甲基苯胺废水的机理研究[D]. 唐建伟. 武汉理工大学, 2019(01)
- [10]臭氧电催化氧化工艺处理反渗透高盐浓水的研究及应用[D]. 张占勋. 北京林业大学, 2019(04)