一、磁处理对有机污水COD影响的实验研究（论文文献综述）
李梦[1]（2021）在《聚苯胺磁性吸附剂的合成及其吸附性能研究》文中研究指明使用磁性吸附剂的吸附法由于集高效吸附和快速磁分离的优点于一身,被认为是最有前途的处理染料废水的方法之一。聚苯胺材料由于表面存在着大量的氨基和亚氨基对有机合成染料具有选择性吸附效果。利用强磁性粉煤灰磁珠为磁核制备磁性吸附剂对于降低磁性吸附剂的合成成本,促进工业固废粉煤灰的高附加利用,实现社会可持续发展具有重要意义。鉴于此,本论文以预处理后的粉煤灰磁珠作为磁核,以聚苯胺作为染料吸附剂,合成了聚苯胺磁性复合材料,用于模拟染料废水的吸附处理。磁处理对水溶液及固液界面性质具有显着影响,对吸附、催化等化学过程具有促进作用,因此通过磁处理可望影响染料分子的吸附效果。本论文对染料废水进行磁场预处理,探究了磁场处理对复合材料染料吸附过程的影响。本论文的具体研究工作如下:（1）采用预处理后的粉煤灰磁珠（CMS）作为磁芯材料,通过溶胶凝胶法制备出耐腐蚀的粉煤灰磁珠（?）二氧化硅（CMS@SiO2）材料。再通过化学氧化原位聚合法在CMS@SiO2表面包覆聚苯胺（PANI）制备磁性吸附剂（CMS@SiO2@PANI）。同时,根据聚苯胺原料和CMS@SiO2质量比的不同制备了三种磁性吸附剂CN1、CN2和CN3。利用扫描电镜（SEM）、X射线衍射仪（XRD）、红外光谱仪（FT-IR）、比表面积测试仪（BET）、热重仪（TG）、以及样品振动磁强计（VSM）等对磁性复合材料的形貌、结构、成分和磁性能进行了表征和分析。结果表明,CN2表面均匀的生长了几十纳米宽、几微米长的PANI纳米棒,组成了具有良好网络空间结构的PANI层,包覆比例为40.38 wt%。CMS@SiO2@PANI比表面积最高可达13.86m2/g,孔隙尺寸范围为20-200nm,具有丰富的介孔和大孔结构。其饱和磁化强度高达30.99 emu·g-1,具有良好的磁响应特性。利用四种染料（MO、CR、MB、RhB）来模拟染料废水,探究了磁性吸附剂CMS@SiO2@PANI对四种染料的吸附实验。通过单因素变化实验,系统地研究了吸附剂投加量、吸附时间、染料溶液浓度和pH值等因素对染料吸附性能的影响,并得出最佳吸附条件。结果表明,pH=3、吸附剂投加量为0.4g/L时,阴离子型染料MO和CR的最大吸附量分别为216.72和413.49 mg/g;pH=11、吸附剂投加量为0.2g/L时,阳离子型染料MB和RhB的最大吸附量分别为108.65和41.49 mg/g。四种染料分子在CMS@SiO2@PANI表面的吸附行为符合准二级动力学模型和Langmuir模型。表明染料吸附过程主要由单分子层的化学吸附控制。静电吸附在吸附过程中也起着至关重要的作用。同时,磁性吸附剂对重金属Cu2+离子和磷酸盐溶液也有较好的吸附能力,吸附量分别为18.33和25.33mg/g。（2）对染料废水进行磁化处理,研究了 CMS@SiO2@PANI对磁化后废水的吸附性能。在两种磁场下（匀强磁场和梯度磁场）,分别对MB溶液进行5种预处理方案（未处理、磁化、只调节pH、先调节pH再磁化及先磁化再调节pH）,再利用聚苯胺磁性吸附剂（CN2）对预处理后的MB溶液进行吸附实验。实验结果显示,磁场处理后MB溶液的吸附量普遍增加,且先调节pH再磁化的处理方案大大提高了 MB溶液的吸附量。匀强磁场下,先调节pH再磁化方案的吸附量为78.85mg/g大于只调节pH的47.81mg/g与先磁化再调节pH的56.90mg/g。梯度磁场下,不同方案吸附量的变化规律与匀强磁场下的结果呈现相同趋势。实验探究了不同浓度MB溶液是否会对上述规律有所影响,结果显示,对于不同浓度MB溶液,不同方案预处理后的吸附量变化趋势是一致的,且先调节pH再磁化方案的吸附量普遍最大。对预处理的MB溶液分别进行吸光度、电导率、拉曼光谱、pH、表面张力测试。紫外可见分光光谱显示,吸光度峰值位置并未发生改变,但不同溶液的吸光度波峰大小有明显变化,先调节pH再磁化溶液的峰值下降幅度最大。电导率结果表明,两种磁场下,磁化后MB溶液的电导率普遍比未处理的高。先磁化再调节pH方案下溶液的电导率下降梯度更大,匀强磁场环境中下降了 0.42ms/cm,梯度磁场环境中下降了 0.52ms/cm。pH测试结果显示,先调节pH再磁化方案的数据大于只调节pH与先磁化再调节pH方案的数值,这可能是先调节pH再磁化方案下吸附量增加的原因之一。表面张力测试结果显示,先调节pH再磁化方案的表面张力下降最多,梯度磁场处理后下降了 6.96mN/m,匀强磁场处理后下降了 1.82mN/m;且磁化后溶液的表面张力会随时间恢复到未磁化溶液表面张力值附近。对上述吸附实验进行吸附动力学和等温线模型模拟分析,发现不同方案下CN2对MB的吸附行为均以单分子层的化学吸附为主。图[37]表[16]参[154]
宋沛[2]（2021）在《多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究》文中研究指明近年来,发展中国家农村地区的污水分散排放和缺乏有效处理的问题日益严重,引起了世界上学者的广泛关注。我国农村地区污水处理问题也越来越受到重视。我国农村污水最主要的来源为日常生活和畜禽养殖生产活动。由于缺乏管网建设和适用的分散式污水处理技术,农村污水未经有效处理就随意排放,会对周围水土环境、地下水资源、农村居民身体健康等方面造成危害。多介质土壤层（Multi-soil-layering,MSL）系统是一种适用于处理农村地区污水的新型生态污水处理技术,主要由土壤混合模块（Soil mixture blocks,SMBs）和通水层（Permeable layers,PLs）两个部分组成,分别承担厌氧区域和好氧区域的功能。MSL系统独特的砖砌式搭建结构,有利于污水渗流分布和延长水力停留时间（Hydraulicresidencetime,HRT）。MSL系统的主要污染物处理过程有吸附、截留过滤、化合物沉淀、絮凝胶体吸附、微生物代谢等污染物去除过程。一般在水力负荷率（Hydraulic loadingrate,HLR）和污染负荷较高的情况下,该系统依然可以保证对有机污染物、氮、磷的有效去除。MSL系统还具有占地需求小、运维便捷、无噪无臭等特点。以往研究多采用单因素对比的实验研究方案。但还有很多新的操作因子没有被关注研究过,而且目前多因子间交互作用对MSL系统污水处理性能的影响仍不明晰。以往研究中已经将MSL系统用于处理实际农村污水,但重点关注的仅是出水水质,而未涉及过对该系统的经济效益、环境影响这两方面的量化研究。除生活污水外,农村小规模的家禽养殖生产活动中排放的污水可能含有新兴有机污染物如抗生素。然而,MSL系统对含抗生素的污水处理效果仍未探究过。抗生素作为特殊药物,对MSL系统的污染物去除效果和系统内微生物特性的影响仍是未知。针对以上问题的挑战,本论文的研究内容及主要结果如下:（1）应用因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载底层浸没、微生物接种、连续曝气三个因子及其不同水平,开展对农村生活污水的处理性能研究,并通过析因分析方法来揭示不同操作因子及其交互组合对污水中污染物去除效果的作用效应及其显着性。还结合逐步聚类分析（Stepwise-cluster analysis,SCA）方法建立一个污染物去除率预测模型,用于处理在MSL系统中各种污染物去除率离散数据的非线性关系。研究表明,连续曝气因子对有机污染物降解、化学除磷反应、硝化作用是有利的,对反硝化过程与最终脱氮是不利的。在MSL系统内搭载的微生物接种这一操作因子并没有表现出对处理性能的显着改善。搭载底层浸没因子不利于MSL系统在结构稳定性与处理性能方面的表现。未搭载底层浸没因子的MSL系统水流通畅,在结构稳定性与处理性能方面的表现更好。未搭载连续曝气因子的系统依靠自然复氧也可以保证系统内的氧量消耗,且比连续曝气因子搭载的系统对反硝化过程的消极影响更小。SCA方法能够有效处理不同污染物去除过程相关的去除率离散数据之间的非线性关系。研究结果将为MSL系统的稳定运行及其对污染物的有效去除提供有利的操作因子及水平设计参考。（2）以处理低碳氮比特征的农村生活污水为目标,主要利用实验因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载外源活性污泥添加量、高分子固相碳源添加量、底部浸没区高度三个因子及其不同水平,重点进行了针对强化MSL系统中反硝化作用效能及其对硝酸盐氮（Nitrate nitrogen,NO3--N）去除,结合微生物多样性特性角度进行了深入研究。通过析因分析方法了解不同操作因子及其交互组合对SMBs中菌种丰富度、菌群结构多样性、反硝化菌种相对丰度等特征的作用效应及其显着性。研究表明,经过长期运行,SMBs中菌种的丰富度显着增加,高于原始土壤的水平。样品菌种丰富度的高低与SMBs中外源活性污泥添加量、高分子固相碳源聚丁二酸丁二醇酯（Poly butylene succinate,PBS）添加量、底部浸没区高度的因子水平高低成正比。样品菌群结构多样性的高低与底部浸没区高度的因子水平高低成正比,与高分子固相碳源PBS添加量、外源活性污泥添加量的因子水平高低成反比。丛毛单胞菌科（Comamonadaceae）、红环菌科（Rhodocyclaceae）、黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）是在SMBs混合土壤样品中筛选出的科分类水平下的优势反硝化菌种。MSL系统对NO3--N的去除性能差异与反硝化菌种总相对丰度在各混合土壤样品中的水平成正比。MSL系统搭载三个因子并且均采用高水平条件的情况下可以实现SMBs内最佳的反硝化作用和最优的NO3--N去除效果。本章研究结果,将揭示强化MSL系统中反硝化过程的微生物机制,并为优化MSL系统对污水中NO3--N的去除性能提供操作条件设计参考。（3）以析因分析研究结论中的有利因子及其水平为参考,开发了以MSL系统为核心处理单元的重力流复合生态床系统（Gravity-flow integrated ecological bed system,GIEBS）,并详细介绍了其单元组成、结构设计、技术原理。应用GIEBS对实际农村生活污水进行了处理,并以生命周期评价（Life cycle assessment,LCA）框架为基础,从经济效益和环境影响这两方面进行了量化评估。多功能厌氧酸化池（Multifunctional anaerobic acidification tank,MAAT）预处理单元对去除氮磷营养元素尤其是对提高污水的可生化降解性具有重要作用。MSL处理单元的污水处理效果最佳,且其对GIEBS的污水处理性能具有最大贡献。在GIEBS建设阶段,耗电成本仅占0.1%。农家乐运行GIEBS的成本仅为700元/年。GIEBS处理1 m3农家乐生活污水,平均运行成本仅不到0.4元。在GIEBS中,MAAT预处理单元的温室气体（Greenhouse gas,GHG）排放贡献比例最大,约91%。而MSL主处理单元和潜流人工湿地（Subsurface flow constructed wetland,SSFCW）后处理单元的温室气体排放贡献比例很小。GIEBS在有效处理实际农村污水的同时,对减缓温室气体排放也具有较好效果。低成本、高效能的GIEBS可以有效地缓解发展中国家尤其是地处偏远、经济欠发达的农村地区生活污水分散处理的困境。（4）应用因子设计方案,选定PLs填料种类、进水磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）浓度、进水pH值这三个因子,对MSL系统处理含SMX家禽养殖污水的性能影响。并结合析因分析结果确定了对MSL系统处理污水中SMX最有利的因子及水平配置。应用SCA方法处理MSL系统处理对污水中SMX的去除率和相关影响因素之间离散数据的非线性关系,并建立SMX去除率预测模型。还通过16s RNA微生物多样性分析方法,解析了SMBs中SMX相关的潜在优势抗性菌属。研究表明,含高浓度SMX的进水对MSL系统中部分微生物生化降解去除化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）的能力有显着的短期干扰。但MSL系统具有自我调节并恢复改善污染物处理功能的较强机制与能力。含低浓度SMX的污水对MSL系统去除污水中COD表现为无明显影响。pH是影响MSL系统中除磷化学反应过程及含磷化学产物形态与稳定性的关键因素。经过长期的酸性或碱性进水腐蚀,麦饭石样品表面形貌发生明显改变,形成了海绵状的复杂多孔结构,比表面积大大增加。但是,无烟煤样品的表面形貌却没有发生明显变化。使用麦饭石为PLs材料的MSL系统,对污水中NH4+-N和NO3--N的去除效果要好于使用无烟煤的系统。长期使用酸性进水的MSL系统中部分反硝化菌种受到负面影响,比使用碱性进水的MSL系统中反硝化作用受到的抑制作用更明显。各系统出水中,SMX浓度随着进水中SMX浓度的增加而增加。使用酸性且含低水平SMX浓度的进水、以麦饭石为PLs填料的系统,即MSL4达到了最优的SMX去除率（91.3%）。在MSL系统实验研究中,吸附作用被确定为污水与SMBs、PLs接触的处理过程中去除SMX的关键机制。进水pH差异对各MSL系统所对应的SMBs中的菌种丰富度水平具有显着影响作用。SMX浓度的高、低水平差异对样本间菌种组成的相似程度有潜在影响。研究结果有助于从因子分析、数值预测和微生物变化等方面更好地理解SMX在MSL系统中的去除机制。
常佳伟[3]（2020）在《超重力强化臭氧氧化-生物法联合处理实际兰炭废水的研究》文中研究指明兰炭废水是一种典型的高浓度、难生物降解、成分复杂的工业有机废水,不经处理直接排入水体会对环境造成严重危害。目前,国内现有的兰炭生产企业大多采用传统的生化处理方法对其生产废水进行处理,由于该废水具有可生化性不高的特点,使得处理成本高且出水很难达到国家标准,急需研发新的废水处理工艺,提高出水水质并实现达标排放。单独采用物理处理、化学处理或生物处理等方法难以实现兰炭废水的达标排放。因此,本论文探索新型的废水处理组合工艺技术,采用超重力强化臭氧氧化-生物法联合工艺处理实际兰炭废水。利用臭氧氧化预处理技术改善兰炭废水的可生化性,为后续生物处理提供良好的条件。通过开展一系列的试验研究,得到了适合处理兰炭废水的工艺路线和操作条件,为实际工程的设计与应用提供理论依据和指导。主要的研究成果如下:（1）旋转填充床（RPB）中臭氧处理陕西省榆林市某兰炭生产企业实际兰炭废水处理工艺一级生化系统出水,考察了气相臭氧浓度、RPB转速、气液比、废水pH、进水温度和RPB处理级数对臭氧利用率和废水处理效果的影响。实验结果表明,针对COD为340mg/L、BOD5/COD（B/C）为0.18、pH为7.77、温度为24.7℃的兰炭废水,采用气量90 L/h,气相臭氧浓度50 mg/L、气液比5:1、RPB转速1500 r/min的工艺条件,利用RPB二级处理后,出水COD去除率为19.7%,B/C提高至0.34。（2）在适宜的操作条件下,经臭氧氧化处理后的出水,可生化性大幅提高,进行生化处理后出水COD维持在240mg/L左右,组合工艺COD去除率在30%以上。在相同的生化处理条件下,未经臭氧氧化处理的水样生化出水维持在300mg/L左右,COD去除率仅为10%左右。表明超重力臭氧氧化处理对兰炭废水的可生化性有很大的促进作用,可以降低生化出水的COD。（3）开展了超重力强化臭氧氧化-生物组合工艺处理兰炭废水一级生化系统出水的中试试验。在适宜的臭氧氧化条件下,经两级RPB处理后的水样进入生化系统,生化出水COD由原来的350mg/L降低到240mg/L,COD去除率由原来的15%提高到40%左右。通过对新增工艺运行费用进行分析,新增工艺运行费用为约1.23元/吨水。（4）对超重力强化臭氧氧化工艺进行了优化研究,将两级RPB处理中臭氧气体串联使用,从而达到提高臭氧利用率、节约成本的效果。在适宜的操作条件下,当气相臭氧浓度为60 mg/L时,两级RPB处理臭氧利用率为67.0%,COD去除率为15.2%,B/C从0.06提高到0.15;当臭氧浓度为78 mg/L时,两级处理臭氧利用率为59.6%,COD去除率为22.5%,B/C从0.06提高到0.20。结果表明,臭氧气体串联处理效果良好,臭氧利用率显着提高,水样可生化性提高,同时节约了生产成本。
焦东[4]（2020）在《废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究》文中研究表明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。
陈秀[5]（2020）在《磁场干预黄丝藻Tribonema sp.生长及利用淀粉发酵废水高效培养策略研究》文中研究指明选择合适的藻种,使用低成本培养基,优化环境条件,并降低收获成本是微藻培养工程研究重点。本实验选取油脂含量高,易于采收的丝状微藻黄丝藻（Tribonema sp.）作为研究对象,在利用低强度（30 mT-180 mT）磁场干预下,研究了其在不同培养条件（光强、温度、批次和半连续培养等）下的生长特性,考察了其在淀粉废水培养中的可行性,试图找出一种能够提高其生长率和降低生产成本磁处理新方法,为推进微藻工业化应用价值提供了新思路。主要内容及结果如下:（1）探究了低强度磁场干预下,不同光照强度（2500-11000 lux）对黄丝藻生长的影响。结果显示黄丝藻在8700 lux,130 mT-24 h磁场干预下取得最高生物量4.38 g/L。在最佳光强8700 lux下,70 mT-1h磁处理组油脂含量最低为43.2%,空白组为46.5%,180 mT-24 h磁处理组油脂含量最高为51.3%。（2）探究了温度对黄丝藻分别培养于BG-11培养基和淀粉发酵废水中的适应性影响。结果显示,当该藻培养于BG-11培养基,其在35℃,130 mT-24 h磁处理下取得了最大生物量4.81 g/L,与同一温度下的空白组相比提高11.34%;黄丝藻培养于淀粉发酵废水中,发现其温度适应性发生改变,在30℃,130 mT-24h下生物量最大为4.68 g/L,但35℃下黄丝藻无法存活,且在25℃,30 mT-24 h黄丝藻油脂积累含量达到最高为47.90%。（3）在8700 lux和30℃下利用淀粉发酵废水培养黄丝藻进行了半连续实验,结果表明在130 mT-24 h磁处理,微藻的日平均生长率最高752.80 mg/（L?d）,相比于批次培养,提高44.77%。然而该培养模式下空白组油脂含量最低为19.75%,30 mT-24 h组油脂含量最高为25.2%,显着低于批次培养（空白组:42.60%;30 mT-24 h组:52.7%）。在夏季和秋季进行户外半连续培养实验。结果表明,黄丝藻在夏季生长状况最佳,在30 mT-24 h和130 mT-24 h磁场干预下,日平均去除率与空白组（446.67 mg/（L?d））相比,分别提高8.28%、9.69%。秋季户外培养,在30 mT-24 h和130 mT-24 h磁场干预下,日平均生长率与空白组（218.33mg/（L?d））相比,分别提高14.66%、5.76%。对其进行成分分析,结果显示,夏季户外培养,30 mT-24 h和130 mT-24 h组黄丝藻油脂的含量分别为44.70%、45.11%,相比于空白组,分别提高8.60%、9.01%;秋季环境下,30 mT-24 h和130 mT-24 h组黄丝藻油脂的含量分别为40.60%、42.7%,相比于空白组,分别提高5.70%、7.80%。采用16S rRNA高通量测序技术探究了夏季和秋季户外开放培养下微藻系统中微生物的多样性。结果表明,夏季微藻系统微生物多样性更加丰富。秋季环境下变形杆菌门（Proteobacteria）相对丰度占比90%以上,推测秋季环境下变形杆菌门（Proteobacteria）的丰度与废水的去除效率有关。户外半连续模式阶段下黄丝藻与废水的耦合系统较稳定,黄丝藻是可以用于户外培养的优势藻种。
张海波[6]（2020）在《高浓度水性涂料废水的处理工艺研究》文中提出本文针对某涂料公司的三股水性涂料废水进行试验研究,三股废水均具有高浓度、难降解、悬浮物质多以及可生化性差等特点。若直接排放,会对环境造成极大的危害。结合各股废水实际水质、水量情况及厂方要求,采用“破乳预处理-芬顿/臭氧高级氧化处理-SBR生化处理”组合工艺对各股废水进行处理,通过小试研究,确保出水水质达到厂方要求标准,并结合处理成本综合考虑,确定最佳的处理方案。以一号水为研究对象,废水主要水质指标为:COD浓度78.0×103mg/L、BOD5浓度9.9×103mg/L、TN浓度2.1×103mg/L、TP浓度22.0mg/L。采用硫酸酸化破乳作为该废水的预处理工艺,在浓硫酸投加量为2.90L/m3条件下,出水COD由78.0×103mg/L降低至17.8×103mg/L,去除率达到77.2%,浊度也降至5.4NTU。酸化破乳后的上清液经臭氧氧化工艺进行处理后,废水COD可进一步降低至13.3×103mg/L,B/C可由0.12提升至0.37,为后续生物处理创造了良好的条件,最佳处理条件为:废水初始pH为9.0,臭氧浓度为30mg/L,流量为2.5L/min,反应时间为40min。将臭氧氧化出水与生活污水的混合液作为生化池的进水,污泥经驯化、接种后,在HRT=2d、DO=3.0～4.0mg/L、容积负荷为1.22kgCOD/（m3·d）的条件下,废水出水指标为:COD为450mg/L、NH3-N为8.4mg/L、TP为0.90mg/L,去除率分别达到60%～65%、85%～90%、90%～95%。出水水质可达到《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T 18920-2002）中冲厕回用水水质标准,出水直接回用,取得了较好的社会、经济效益。以二号水为研究对象,废水主要水质指标为:COD浓度118.8×103mg/L、BOD5浓度15.5×103mg/L、TN浓度12.4×103mg/L、TP浓度35.0mg/L。通过对破乳剂的筛选,确定了将聚铁（PAFC）作为该废水的最优破乳剂,在废水初始pH为6.0,聚铁投加量为4.0kg/m3条件下,出水COD可由118.8× 103mg/L降低至57.2× 103mg/L,去除率达到52.0%,浊度也降至94.0NTU。破乳处理后的上清液经臭氧氧化工艺进行处理后,废水COD可进一步降低至47.7×103mg/L,B/C可由0.13提升至0.41,为后续生物处理创造了良好的条件,最佳处理条件为:废水初始pH为9.0,臭氧浓度为30mg/L,流量为2.5L/min,反应时间为120min。将臭氧氧化出水与生活污水的混合液作为生化池的进水,污泥经驯化、接种后,在HRT=5d、DO=3.0～4.0mg/L、容积负荷为1.58kgCOD/（m3·d）的条件下,废水出水指标为:COD为425mg/L、NH3-N为8.8mg/L、TP为0.85mg/L,去除率分别达到70%～75%、85%～90%、92%～95%。出水水质可满足厂方要求的当地纳管排放水质标准。以三号水为研究对象,废水主要水质指标为:COD浓度99.7×103mg/L、BOD5浓度11.9×103mg/L、TN浓度10.6×103mg/L、TP浓度11.0mg/L。通过对破乳剂的筛选,确定了将聚铁（PAFC）作为该废水的最优破乳剂。在废水初始pH为8.0,聚铁投加量为4.0kg/m3 条件下,出水 COD 由 99.7×103mg/L 降低至 76.5×103mg/L,去除率达到 23.3%,浊度为41.2 NTU。破乳处理后的上清液经Fenton氧化工艺进行处理后,废水COD可进一步降低至34.8×103mg/L,B/C可由0.12提升至0.28,最佳处理条件为:废水初始pH为3.0,FeSO4·7H20投加量为14.0kg/m3,30%H2O2投加量为157.5L/m3,反应时间为8h。将Fenton氧化出水与生活污水的混合液作为生化池的进水,污泥经驯化、接种后,在HRT=4d、DO=3.0～4.0mg/L、容积负荷为1.32kgCOD/（m3·d）的条件下,废水出水指标为:COD 为 400mg/L、NH3-N 为 8.9mg/L、TP 为 0.80mg/L,去除率分别达到 68%～72%、85%～90%、92%～95%。出水水质可满足厂方要求的当地纳管排放水质标准。由以上“破乳沉淀-臭氧/Fenton氧化-SBR生化处理组合工艺”联合运行后,三股废水的出水水质指标稳定且均达到排放或回用标准,证明了该技术路线的可行性。
王忠华[7]（2019）在《Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究》文中研究表明我国油田普遍进入开采中后期,采出液含水率普遍偏高,个别甚至高达95%以上。由于我国油气开采量巨大,每年产生的油田污水约1012亿立方米,已成为我国环境不可忽视的污染源之一。与其它工业污水不同,油田污水成份极其复杂,且油、聚合物等有机污染物含量高。其中,聚合物浓度随聚合物驱油技术的推广而不断增加,已成为油田污水处理的难点与重点之一。传统氧化剂难以有效脱除有机污染物,不适于含聚污水处理。发展对聚合物脱除效果明显的新型氧化技术迫在眉睫。以Fenton体系为代表的高级氧化技术是降解聚合物等有机污染物的有效手段之一。然而,氧化剂H2O2利用率低是Fenton体系难以攻克的瓶颈。该瓶颈涉及的是活性自由基的生成及有效利用问题。结合油田含聚污水特性,通过Fenton体系反应路径的合理调控,加快活性自由基生成速率同时避免活性自由基无效消耗,是提高体系氧化能力和H2O2利用率的有效手段。本文为分析添加剂对Fenton体系氧化能力的促进机理,采用实验方法,首先研究了Fenton体系·OH浓度的分光光度检测方法,并采用提出的改进方法对Fenton体系·OH浓度进行了检测;以亚甲基蓝（MB）作为典型有机污染物分析了Fenton体系降解有机污染物机制与基本规律;在此基础上研究了Fenton体系降解有机污染物的促进方法、主要反应参数及反应物添加方式对Fenton/添加剂体系降解污染物的影响;最后实验验证了Fenton/添加剂体系对模拟含聚污水的处理效果。分析了中性条件下现有Russell反应机理的分光光度法检测溶液中·OH浓度存在的问题,发现显色剂坚牢蓝BB盐（FBBs）会对·OH生成终产物重氮砜的检测产生干扰,进而影响现有方法的检测精度。发现FeSO4可以有效抑制萃取剂对FBBs的萃取量,大幅度削弱该干扰,使其测量精度提高至7%。二甲基亚砜（DMSO）对检测的影响与浓度有关,当其浓度低于1945 mmol·L-1时,不会影响重氮砜的检测。H2O2浓度对测试结果有显着影响,低浓度H2O2不会干扰测试。在此基础上提出了Fenton体系内·OH浓度检测的改进型方法,即将浓度为0.51 mmol·L-1的H2O2溶液以0.5 mL·min-1的速率缓慢注入Fenton离子体系中。O2-·对MB氧化能力较强,但由于其浓度极低,不是传统Fenton体系氧化MB的主要活性物质。Fenton体系内氧化MB的主要活性物质是·OH。Fenton体系降解MB过程分为快速反应阶段和匀速反应阶段。H2O2在初期的快速反应阶段的利用效率远高于匀速反应阶段,原因是·OH的生成速率快。反应·OH+HO2·→H2O+O2是Fenton体系H2O2无效消耗的主要原因。减弱·OH和HO2·之间的无效反应是提高Fenton体系H2O2利用效率的可行方法。随温度升高,Fenton体系的MB降解率下降。体系对MB的降解能力随H2O2初始浓度增加呈现先升高后降低的趋势。体系对MB降解能力随Fe2+初始浓度的增加而单调增加。MB降解速率随MB初始浓度的增加而增加。通过添加剂提高H2O2向·OH的生成速率,减少HO2·的生成是提高体系氧化能力及H2O2利用率的有效手段。对比了盐酸羟胺、亚硫酸钠、对苯二酚和抗坏血酸四种添加剂对Fenton体系降解模拟污染物的促进作用。由于抗坏血酸促进作用明显且环境友好而被确定为最终添加剂。添加抗坏血酸后的体系·OH浓度明显提高。原因是添加的抗坏血酸优先与体系内Fe3+反应,使其快速还原为Fe2+,加快了·OH的生成速率,大幅度提高体系氧化能力。随温度升高,采用添加剂的Fenton/C6H8O6体系对MB降解效果不断增强。体系对MB的降解能力随H2O2初始浓度和Fe2+初始浓度的增加呈现先升高后降低的趋势。MB降解速率随MB初始浓度的增加而增加。当温度超过30℃后,分次添加抗坏血酸方式对体系降解污染物促进作用明显。研究了Fenton/C6H8O6体系对含聚污水的降解效果。Fenton/C6H8O6体系降解含聚污水效果明显高于传统Fenton体系,最高降解率接近95%。C6H8O6添加量对降解效果有一定影响,最佳[C6H8O6]0:[Fe2+]0为3:1。随温度升高,Fenton/C6H8O6体系的含聚污水降解率逐渐增大。随H2O2及Fe2+初始浓度的增加,含聚污水降解率均先升高后降低。随含聚初始浓度的增加,含聚污水降解量增加,但降解率减小。三次添加方式的降解效果优于一次添加方式。与Fenton体系相比,Fenton/C6H8O6体系聚合物脱除率提高了近1.4倍,H2O2利用率提高了近2倍。
杨威[8]（2019）在《膨润土联合电Fenton氧化法预处理兰州市垃圾渗滤液的实验研究》文中研究表明随着城市快速发展和居民生活水平提高,在生活和生产中产生的垃圾日益增多。卫生填埋是我国垃圾处理应用最广泛的处理处置方式。填埋法所产生的垃圾渗滤液对各个地区的水质条件和生活环境造成严重的危害,并且渗滤液有机污染物含量高、水质水量变化大、可生化性差,对常规处理方法的处理效率和处理能力有严重的影响。目前渗滤液的处理方法有物理化学法、生物处理法、土地处理法等。本文采用膨润土联合电Fenton氧化法处理垃圾渗滤液,从而降低渗滤液中COD和氨氮的含量并改善渗滤液的可生化性,为后续生化处理提供促进作用和依据,达到联合方法中预处理的作用。本文主要从三个方面对垃圾渗滤液进行实验研究。（1）膨润土实验。本实验选取兰州市某垃圾处理场调节池中的渗滤液为实验水样,对实际处理场中水质进行处理实验研究。实验进水水质氨氮浓度为334mg/L,COD浓度为8525 mg/L。采用钠质膨润土和有机膨润土预处理垃圾渗滤液,通过单因素实验和正交实验结果表明:膨润土投加量、水力条件、pH、静置时间是影响膨润土实验的主要因素。钠质膨润土处理垃圾渗滤液的最佳实验条件:投加量3g/L,水力条件270r/min（3min）,pH值7.0,静置1h。在此实验条件下,渗滤液COD去除率为42.52%,氨氮去除率为36.53%。与此同时,有机膨润土处理垃圾渗滤液的最佳实验条件:投加量3g/L,水力条件270r/min（3min）,pH值7.0,静置1h。在此条件下,渗滤液COD去除率为49.56%,氨氮去除率为48.2%。（2）电Fenton实验。实验进水水质COD浓度为8525 mg/L。实验通过调节Fe2+浓度、pH、温度、电压等因素确定最佳实验条件,从而达到最佳处理效率。通过单因素实验和正交实验结果表明:在Fe2+浓度为20mmol/L,pH值为3.0,温度为30℃,电压为7V的实验条件下,通过计算得COD去除率为55.43%。（3）联合实验。实验进水水质COD浓度为8525 mg/L。联合实验水样为钠质膨润土和有机膨润土实验的出水水质,在此条件下进行电化学实验,通过调节Fe2+浓度、pH、温度、电压等因素确定最佳实验条件,在钠质膨润土实验出水后进行电化学实验结果表明:在Fe2+浓度为3mol/L,pH值为3.0,温度为30℃,电压为7V的实验条件下,COD去除率为77.71%。在有机膨润土实验出水后进行电化学实验结果表明:在Fe2+浓度为3mol/L,pH值为3.0,温度为30℃,电压为7V的实验条件下,COD去除率为81.23%。实验进水水质:氨氮浓度为334mg/L,COD浓度为8525 mg/L,BOD5浓度为1619mg/L,B:C为0.19。钠质膨润土联合电Fenton实验出水水质:COD浓度为1900mg/L,BOD5浓度为1036mg/L,B:C为0.36。钠质膨润土联合电Fenton实验对COD去除率为77.71%,B:C由0.19提高到0.36,与此同时,有机膨润土联合电Fenton实验对COD去除率为81.23%,出水水质COD浓度为1600mg/L,BOD5浓度为939mg/L,B:C由0.19提高到0.42,可生化性显着提高,促进了后续的生化处理,对后续生化处理有着重要的意义,达到了最初的实验目的。
王真[9]（2018）在《磁场对SBR反应器中活性污泥性质及污染物去除率的影响》文中指出针对不同类型的工业废水和生活污水,在处理工艺中加入磁场是一种新型的水处理方式,磁技术对污水中污染物的降解具有辅助作用,该技术可与其它水处理技术联合使用。磁技术在运行过程中可以降低能耗,使运行成本减少、对周围环境污染小、操作简单,极具发展前景。实验采用的工艺为序批式活性污泥法（SBR）,利用在反应器两侧添加磁铁构成本次实验的反应装置,在改变磁场强度大小及磁场类型的条件下,利用碘硝基四氮唑电子传递体系（INT-ETS）、脱氢酶（TTC）活性、活性污泥沉降速率及污泥形态等作为评价指标,研究了磁场强度及磁场类型对污染物降解及对活性污泥的性质的影响。通过调节磁场强度的大小及磁场类型来研究污水处理前后污染物化学需氧量（COD）、氨氮及总磷的浓度变化进而探讨磁技术对污染物去除率的影响。本次实验结果得出一定磁场强度的作用,能够提高反应装置对污染物化学需氧量（COD）、氨氮（NH3-N）和总磷（T-P）的去除效率:当磁场强度大小在800GS-1200GS左右时,磁场强度对污染物COD的去除效果有了明显的提高,COD在加入磁场后的去除率最高可达93.2%,相比不加磁场下COD的去除率高出约8.4%;当磁场强度达到500GS左右时,会促进对氨氮的降解,去除率最高可达95.2%,相比无磁场氨氮去除率高出约9.7%;当磁场强度在700GS左右时,污染物总磷的去除率有一定程度的提高,去除率最高可达89.2%,相比不加磁场反应装置中污染物的去除率高出约4.9%。在相吸磁场和相斥磁场的条件下,通过实验的结果比较可知,反应装置对污染物化学需氧量、氨氮以及总磷的降解趋势基本一致。但在不同的磁场位型下,对比两种磁场位型下的污染物的去除降解效果,相吸磁场去除能力优于相斥磁场的去除能力。在实验设置的磁场范围内,污泥菌体的碘硝基四氮唑电子传递体系及脱氢酶活性随着磁场强度的增加均呈现明显的增加趋势,在一定磁场强度下,呈正相关。碘硝基四氮唑电子传递体系活性相比无磁场增加了约37.9%,脱氢酶活性增加约40%。
陈仰光[10]（2013）在《城市污水培养小球藻和斜生栅藻的磁处理效应研究》文中指出利用城市污水来培养高脂肪微藻，既能够制取生物柴油，同时又可以使得城市污水得到净化，实现污水的资源化利用，其中提高微藻的生物量和脂肪产量是降低微藻制取生物柴油成本的重要方法。本论文就是利用磁场来增加两种典型的高脂肪微藻蛋白核小球藻和斜生栅藻的生物量以及脂肪产量。本论文以9号蛋白核小球藻和276号斜生栅藻为研究藻种，将经过预磁处理的城市污水作为这两种微藻的培养基，每天对这两种微藻的藻液用磁场进行磁处理。在这个过程中优化出蛋白核小球藻和斜生栅藻取得最大脂肪产量的磁处理条件，之后初步探索磁场作用微藻的机理，最后进行户外小规模实验，在户外验证优化出的最佳磁处理条件对微藻生长的促进作用。本实验对蛋白核小球藻和斜生栅藻的磁处理条件优化主要分为两个部分：城市污水的预磁处理部分和微藻藻液的磁处理部分。这两个部分需要优化的参数均为：磁处理的方式、磁场强度以及磁处理时间。实验过程中先进行单因素实验，再进行正交实验，最后优化出蛋白核小球藻的最佳磁处理条件为：城市污水用静态5000GS的磁场预磁处理1小时，接种蛋白核小球藻，每天用动态循环5000GS的磁场磁处理藻液3小时。优化出的斜生栅藻的最佳磁处理条件为：城市污水用静态1000GS的磁场预磁处理0.5小时，接种斜生栅藻，每天用动态循环1000GS的磁场磁处理藻液3小时。通过考察磁场对城市污水的作用，发现磁处理能够增加城市污水的透光率，改善光照环境，能够分解污水的COD，提高硝化反应速率，促进污水中细菌的生长，有利于藻菌共生系统的平衡。并且发现蛋白核小球藻的抗氧化能力要高于斜生栅藻，这对蛋白核小球藻更适合高强度5000GS磁场做出了解释，并且高强度磁场会产生氧自由基，降低微藻的抗氧化能力，缩短微藻的生长周期，使得微藻细胞内C=O的出现。为进一步验证磁场对9号蛋白核小球藻和276号斜生栅藻生长的促进作用，进行户外实验，建立加磁的柱式光生物反应器，验证正交实验的结果，磁处理后小球藻的藻产量提高了12.34%，脂肪产量提高了10.12%；斜生栅藻的藻产量提高了10.21%，脂肪产量提高了8.92%。并以9号蛋白核小球藻为例进行了产业化的初步探索，确定了加磁光生物反应器的更新率为25%。
二、磁处理对有机污水COD影响的实验研究（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、磁处理对有机污水COD影响的实验研究（论文提纲范文）
（1）聚苯胺磁性吸附剂的合成及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 染料废水概述 |
| 1.1.1 染料废水的危害 |
| 1.1.2 染料废水处理工艺 |
| 1.1.3 吸附法 |
| 1.1.4 磁吸附 |
| 1.2 粉煤灰磁珠概述及应用 |
| 1.2.1 粉煤灰概述 |
| 1.2.2 粉煤灰磁珠概述及应用 |
| 1.3 聚苯胺吸附材料 |
| 1.3.1 基本结构及性质 |
| 1.3.2 吸附性能 |
| 1.4 磁场处理在水处理领域中的应用 |
| 1.4.1 对水性质的影响 |
| 1.4.2 对固液界面的影响 |
| 1.4.3 对固体表面的影响 |
| 1.5 本课题的选题依据及研究内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 聚苯胺磁性吸附剂对多种染料的吸附 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 原料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 CMS@SiO2@PANI的制备 |
| 2.3 CMS@SiO2@PANI结构表征 |
| 2.3.1 扫描电镜及能谱分析 |
| 2.3.2 X-晶体衍射分析及红外光谱分析 |
| 2.3.3 比表面积分析 |
| 2.3.4 磁性能及热重分析 |
| 2.4 CMS@SiO_2@PANI的染料吸附研究 |
| 2.4.1 染料溶液标准曲线的测定 |
| 2.4.2 实验因素对染料吸附量的影响 |
| 2.4.3 吸附动力学 |
| 2.4.4 吸附等温线 |
| 2.4.5 染料溶液吸附机理研究 |
| 2.5 对其他离子的吸附能力 |
| 2.5.1 对铜离子的吸附能力 |
| 2.5.2 对磷酸根离子的吸附能力 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 磁场处理对染料吸附的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.1 原料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 磁化染料溶液实验方案 |
| 3.3 染料吸附实验研究 |
| 3.3.1 吸附时间对染料吸附量的影响 |
| 3.3.2 初始溶液浓度对染料吸附量的影响 |
| 3.4 不同方案染料溶液的表征 |
| 3.4.1 紫外可见分光光谱测试 |
| 3.4.2 电导率变化 |
| 3.4.3 拉曼光谱测试 |
| 3.4.4 pH值变化 |
| 3.4.5 表面张力测试 |
| 3.4.6 吸附动力学 |
| 3.4.7 吸附等温线 |
| 3.5 对其他离子的吸附能力 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（2）多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国农村地区污水处理现状 |
| 1.1.2 农村污水分散排放的影响 |
| 1.1.3 治理农村污水的对策 |
| 1.2 常见的农村污水处理技术 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 生态处理技术 |
| 1.3 多介质土壤层(Multi-soil-layering,MSL)系统污水处理技术 |
| 1.3.1 MSL系统的构型及特点 |
| 1.3.2 国内外对MSL系统的研究进展 |
| 1.3.3 国内外对MSL系统的工程应用 |
| 1.3.4 MSL系统研究的不足与空白 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 MSL系统处理农村生活污水的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 农村生活污水的配制 |
| 2.2.2 因子设计实验方案 |
| 2.2.3 MSL系统设置 |
| 2.2.4 实验运行及水质检测 |
| 2.2.5 SCA方法 |
| 2.2.6 数据处理及分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 MSL系统出水DO、pH的变化 |
| 2.3.2 MSL系统对污水中COD、BOD_5的去除 |
| 2.3.3 MSL系统对污水中TP的去除 |
| 2.3.4 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除 |
| 2.3.5 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 2.3.6 污染物去除率预测模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 MSL系统强化去除农村生活污水中硝酸盐氮的反硝化微生物多样性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 低碳氮比农村生活污水的配制 |
| 3.2.2 MSL系统设置及因子设计实验方案 |
| 3.2.3 实验运行及水质检测 |
| 3.2.4 SMBs中混合土壤取样 |
| 3.2.5 16s RNA微生物多样性分析 |
| 3.2.6 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除效果 |
| 3.3.2 微生物Alpha多样性分析 |
| 3.3.3 因子及其交互作用对微生物Alpha多样性的析因分析 |
| 3.3.4 SMBs中与污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 3.3.5 因子及其交互作用对反硝化菌种总相对丰度的析因分析 |
| 3.3.6 反硝化菌种相关的冗余分析 |
| 3.3.7 微生物Beta多样性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 重力流复合生态床系统的污水处理性能与环境经济效益分析研究-以山东省临沂市农村地区的实际工程应用为例 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究地点及重力流复合生态床系统(GIEBS) |
| 4.2.2 定量评估环境经济效益的生命周期系统边界 |
| 4.2.3 GIEBS各处理单元出水水质检测 |
| 4.2.4 温室气体排放潜力计算 |
| 4.2.5 经济成本与温室气体排放的清单管理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 GIEBS及各处理单元介绍 |
| 4.3.2 GIEBS及各处理单元的污水处理效果 |
| 4.3.3 GIEBS的温室气体排放潜力评估 |
| 4.3.4 GIEBS的经济成本分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 MSL系统处理含磺胺甲恶唑农村家禽养殖污水的性能、机理研究及微生物多样性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 因子设计实验方案 |
| 5.2.2 MSL系统设置与含SMX家禽养殖污水的配制 |
| 5.2.3 实验运行 |
| 5.2.4 水质指标及SMX的检测 |
| 5.2.5 SCA方法 |
| 5.2.6 SMBs中混合土壤取样与16s RNA微生物多样性分析 |
| 5.2.7 PLs材料的表面微观形貌特征 |
| 5.2.8 数据处理及分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 MSL系统出水pH、DO、ORP的变化 |
| 5.3.2 MSL系统出水中常规污染物去除率的变化 |
| 5.3.3 MSL系统出水中SMX去除率的变化 |
| 5.3.4 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 5.3.5 SMX去除率预测模型 |
| 5.3.6 微生物多样性分析 |
| 5.3.7 SMBs样品中与常规污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.8 SMBs样品中与SMX去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.9 对SMX具有优势抗性菌种相关的冗余分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与创新、研究展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）超重力强化臭氧氧化-生物法联合处理实际兰炭废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 兰炭废水 |
| 1.2.1 兰炭废水来源 |
| 1.2.2 兰炭废水特征 |
| 1.2.3 兰炭废水处理技术研究进展 |
| 1.3 臭氧氧化技术 |
| 1.4 超重力技术 |
| 1.4.1 超重力技术的概念及其发展历程 |
| 1.4.2 旋转填充床 |
| 1.4.3 旋转填充床的特点及在水处理中的应用 |
| 1.5 废水生物处理技术 |
| 1.5.1 好氧生物处理技术 |
| 1.5.2 厌氧生物处理技术 |
| 1.5.3 厌氧-缺氧-好氧联合处理技术 |
| 1.5.4 固定化微生物处理技术 |
| 1.6 本文研究的目的、意义和内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验装置与流程 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验流程 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 气相、液相臭氧浓度的测定 |
| 2.3.2 废水COD的测定与COD去除率的计算 |
| 2.3.3 废水BOD_5的测定 |
| 2.3.4 污泥性能指标的分析与检测方法 |
| 第三章 RPB中臭氧处理兰炭废水的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 气相臭氧浓度对处理效果的影响 |
| 3.3.2 RPB转速对处理效果的影响 |
| 3.3.3 气液比对处理效果的影响 |
| 3.3.4 初始废水pH对处理效果的影响 |
| 3.3.5 废水温度对处理效果的影响 |
| 3.3.6 RPB处理级数对处理效果的影响 |
| 3.3.7 RPB与鼓泡反应器处理效果的对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧氧化-生物法联合处理兰炭废水的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生化系统的启动与运行 |
| 4.3.2 废水未经预处理的生化实验 |
| 4.3.3 臭氧氧化-生物法联合处理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 臭氧氧化-生物法联合处理中试实验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方案 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 两级RPB处理-生物法联合处理实验 |
| 5.3.2 一级RPB处理-生物法联合处理实验 |
| 5.3.3 工艺优化 |
| 5.4 成本分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 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）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 |
（5）磁场干预黄丝藻Tribonema sp.生长及利用淀粉发酵废水高效培养策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微藻概述 |
| 1.2 丝状微藻研究进展 |
| 1.2.1 培养条件 |
| 1.2.2 废水资源化利用 |
| 1.2.3 微藻培养模式 |
| 1.2.4 黄丝藻应用前景 |
| 1.3 微藻增产的物理强化技术 |
| 1.3.1 超声干预 |
| 1.3.2 电场干预 |
| 1.3.3 磁场干预 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 磁场干预下光强和温度对黄丝藻生长影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 藻种来源及保存条件 |
| 2.2.2 BG-11 培养基 |
| 2.2.3 材料与试剂 |
| 2.2.4 仪器与设备 |
| 2.3 黄丝藻磁处理培养装置 |
| 2.4 实验设计 |
| 2.5 测定指标 |
| 2.5.1 微藻干重 |
| 2.5.2 油脂测定 |
| 2.5.3 蛋白质含量测定 |
| 2.5.4 总糖含量测定 |
| 2.5.5 脂肪酸分析 |
| 2.6 结果分析与讨论 |
| 2.6.1 磁场干预下光照强度对黄丝藻生长的影响 |
| 2.6.2 磁场干预下光照强度对黄丝藻物质累积影响 |
| 2.6.3 磁场干预下温度对黄丝藻生长的影响 |
| 2.6.4 磁场干预下温度对黄丝藻物质累积的影响 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 磁场干预下黄丝藻利用淀粉废水培养实验 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 模拟淀粉发酵废水 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1黄丝藻培养于淀粉废水的温度适应性实验 |
| 3.3.2半连续培养实验 |
| 3.4 分析方法 |
| 3.5 结果分析与讨论 |
| 3.5.1 温度对黄丝藻培养于淀粉废水中生长的影响 |
| 3.5.2 淀粉废水中COD及氮磷去除 |
| 3.5.3 温度对培养于淀粉废水中黄丝藻的物质组成的影响 |
| 3.5.4 半连续培养下黄丝藻的生长 |
| 3.5.5 半连续培养,黄丝藻对废水中营养物去除 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 磁场干预户外开放体系中半连续培养实验 |
| 4.1 户外实验条件考察 |
| 4.2 半连续试验设计 |
| 4.3 分析方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 户外开放环境下微藻生长情况 |
| 4.4.2 淀粉废水中COD及氮磷去除 |
| 4.4.3 户外培养下黄丝藻的物质累积 |
| 4.4.4 藻际微生物群落结构分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 论文结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位阶段发表的学术论文及其他科研成果 |
（6）高浓度水性涂料废水的处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水性涂料废水的特点和危害 |
| 1.1.1 水性涂料废水特点 |
| 1.1.2 水性涂料废水的危害 |
| 1.2 水性涂料废水处理工艺 |
| 1.2.1 预处理工艺 |
| 1.2.2 生化处理工艺 |
| 1.3 水性涂料废水处理技术存在问题与发展方向 |
| 1.4 课题目的和意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 废水来源与水质情况 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 检测方法 |
| 2.3.2 破乳工艺的研究 |
| 2.3.3 高级氧化工艺的研究 |
| 2.3.4 SBR生化处理工艺 |
| 2.3.5 工程应用的成本核算 |
| 第3章 水性涂料废水破乳技术研究 |
| 3.1 一号水破乳处理实验结果 |
| 3.1.1 硫酸酸化破乳处理实验结果 |
| 3.1.2 碱性破乳处理实验结果 |
| 3.1.3 聚铁(PAFC)破乳处理实验结果 |
| 3.1.4 聚铝(PAC)破乳处理实验结果 |
| 3.1.5 一号水破乳方案确定 |
| 3.2 二号水破乳处理实验结果 |
| 3.2.1 硫酸酸化破乳处理实验结果 |
| 3.2.2 碱性破乳处理实验结果 |
| 3.2.3 聚铁(PAFC)破乳处理实验结果 |
| 3.2.4 聚铝(PAC)破乳处理实验结果 |
| 3.2.5 二号水破乳方案确定 |
| 3.3 三号水破乳处理实验结果 |
| 3.3.1 硫酸酸化破乳处理实验结果 |
| 3.3.2 碱性破乳处理实验结果 |
| 3.3.3 聚铁(PAFC)破乳处理实验结果 |
| 3.3.4 聚铝(PAC)破乳处理实验结果 |
| 3.3.5 三号水破乳方案确定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 高级氧化法处理水性涂料废水工艺研究 |
| 4.1 Fenton氧化法处理一号水 |
| 4.1.1 反应时间对处理效果的影响 |
| 4.1.2 反应pH对废水处理效果的影响 |
| 4.1.3 芬顿药剂投加量对废水处理效果的影响 |
| 4.1.4 Fenton氧化处理成本分析 |
| 4.1.5 Fenton氧化实验小结 |
| 4.2 臭氧氧化法处理一号废水 |
| 4.2.1 臭氧氧化反应时间对处理效果的影响 |
| 4.2.2 废水初始pH对处理效果的影响 |
| 4.2.3 臭氧浓度对处理效果的影响 |
| 4.2.4 臭氧氧化处理成本分析 |
| 4.2.5 臭氧氧化实验小结 |
| 4.3 Fenton氧化法处理二号废水 |
| 4.3.1 反应时间对废水处理效果的影响 |
| 4.3.2 反应pH对废水处理效果的影响 |
| 4.3.3 芬顿药剂投加量对废水处理效果的影响 |
| 4.3.4 Fenton氧化处理成本分析 |
| 4.3.5 Fenton氧化实验小结 |
| 4.4 臭氧氧化法处理二号废水 |
| 4.4.1 臭氧氧化反应时间对处理效果的影响 |
| 4.4.2 废水初始pH对处理效果的影响 |
| 4.4.3 臭氧浓度对处理效果的影响 |
| 4.4.4 臭氧氧化处理成本分析 |
| 4.4.5 臭氧氧化实验小结 |
| 4.5 Fenton氧化法处理三号废水 |
| 4.5.1 反应时间对废水处理效果的影响 |
| 4.5.2 反应pH对废水处理效果的影响 |
| 4.5.3 芬顿药剂投加量对废水处理效果的影响 |
| 4.5.4 Fenton氧化处理成本分析 |
| 4.5.5 Fenton氧化实验小结 |
| 4.6 臭氧氧化法处理三号废水 |
| 4.6.1 臭氧氧化反应时间对处理效果的影响 |
| 4.6.2 废水初始pH对处理效果的影响 |
| 4.6.3 臭氧浓度对处理效果的影响 |
| 4.6.4 臭氧氧化处理成本分析 |
| 4.6.5 臭氧氧化实验小结 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 SBR生化处理水性涂料废水实验研究 |
| 5.1 SBR反应器的启动及运行方式 |
| 5.2 SBR反应器进水水质条件 |
| 5.3 一号Fenton氧化出水生化处理实验结果与讨论 |
| 5.3.1 污泥驯化过程分析 |
| 5.3.2 COD去除效果分析 |
| 5.3.3 NH_3-N去除效果分析 |
| 5.3.4 TP去除效果分析 |
| 5.3.5 SBR生化处理实验小结 |
| 5.4 一号臭氧氧化出水生化处理实验结果与讨论 |
| 5.4.1 污泥驯化过程分析 |
| 5.4.2 COD去除效果分析 |
| 5.4.3 NH_3-N去除效果分析 |
| 5.4.4 TP去除效果分析 |
| 5.4.5 SBR生化处理实验小结 |
| 5.5 二号Fenton氧化出水生化处理实验结果与讨论 |
| 5.5.1 污泥驯化过程分析 |
| 5.5.2 COD去除效果分析 |
| 5.5.3 NH_3-N去除效果分析 |
| 5.5.4 TP去除效果分析 |
| 5.5.5 SBR生化处理实验小结 |
| 5.6 二号臭氧氧化出水生化处理实验结果与讨论 |
| 5.6.1 污泥驯化过程分析 |
| 5.6.2 COD去除效果分析 |
| 5.6.3 NH_3-N去除效果分析 |
| 5.6.4 TP去除效果分析 |
| 5.6.5 SBR生化处理实验小结 |
| 5.7 三号Fenton氧化出水生化处理实验结果与讨论 |
| 5.7.1 污泥驯化过程分析 |
| 5.7.2 COD去除效果分析 |
| 5.7.3 NH_3-N去除效果分析 |
| 5.7.4 TP去除效果分析 |
| 5.7.5 SBR生化处理实验小结 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 工艺方案的确定 |
| 6.1.1 一号水处理方案 |
| 6.1.2 二号水处理方案 |
| 6.1.3 三号水处理方案 |
| 6.2 存在问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 创新点摘要 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 含聚污水处理方法 |
| 1.2.2 Fenton体系降解油田污水 |
| 1.2.3 Fenton体系降解污染物机理及·OH浓度定量检测 |
| 1.2.4 Fenton体系降解污染物的活性物质 |
| 1.2.5 Fenton体系降解污染物活性物质无效消耗路径 |
| 1.2.6 Fenton体系氧化能力促进方法 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 实验研究方法 |
| 2.1 Fenton体系内主要反应物测试方法 |
| 2.1.1 H_2O_2 浓度检测方法 |
| 2.1.2 Fe~(2+)/Fe~(3+)浓度检测方法 |
| 2.1.3 亚甲基蓝浓度检测方法 |
| 2.2 ·OH浓度检测方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 标准曲线的绘制 |
| 2.2.3 Fenton体系·OH浓度直接检测方法 |
| 2.2.4 DMSO对重氮砜产物检测影响的实验方法 |
| 2.2.5 DMSO对显色反应影响的实验方法 |
| 2.2.6 H_2O_2 对检测影响的实验方法 |
| 2.3 传统Fenton体系降解MB实验方法 |
| 2.3.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.3.2 Fenton体系降解MB活性物质判断实验方法 |
| 2.3.3 Fenton体系降解MB规律实验方法 |
| 2.4 Fenton/additive体系降解MB实验方法 |
| 2.4.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.4.2 实验方法 |
| 2.5 改进型Fenton体系处理含聚污水实验方法 |
| 2.5.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.5.2 含聚污水配置与测试实验方法 |
| 2.5.3 改进型Fenton体系降解含聚污水规律实验方法 |
| 第3章 Fenton体系·OH浓度定量检测方法改进研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 现有分光光度法检测·OH的问题分析 |
| 3.2.1 操作条件对检测结果的影响 |
| 3.2.2 FBBs干扰的削弱方法 |
| 3.2.3 萃取时间及FBBs添加量确定 |
| 3.3 改进型测试方法 |
| 3.3.1 改进型测试方法操作步骤 |
| 3.3.2 重氮砜产物标准曲线 |
| 3.3.3 检测方法的误差分析 |
| 3.4 Fenton体系·OH浓度检测 |
| 3.4.1 Fenton体系中·OH浓度直接测量 |
| 3.4.2 DMSO对·OH浓度检测的影响 |
| 3.4.3 H_2O_2 对·OH浓度检测的影响 |
| 3.4.4 Fenton体系中Fe~(2+)/Fe~(3+)的浓度 |
| 3.4.5 Fenton体系·OH浓度定量检测方法的改进 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Fenton体系降解污染物机制及特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Fenton体系降解MB机制研究 |
| 4.2.1 活性物质判断 |
| 4.2.2 体系内H_2O_2 无效分解路径 |
| 4.3 反应条件对体系降解MB的影响规律 |
| 4.3.1 反应温度的影响 |
| 4.3.2 H_2O_2 初始浓度的影响 |
| 4.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 4.3.4 MB初始浓度的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Fenton体系降解污染物的提效方法研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 添加剂的提效作用及优选 |
| 5.2.1 不同添加剂对体系氧化能力的影响规律 |
| 5.2.2 四种添加剂对体系氧化能力提效作用的对比 |
| 5.2.3 C_6H_8O_6对Fenton体系氧化能力的促进机制 |
| 5.3 反应条件对体系添加C_6H_8O_6 降解MB的影响规律 |
| 5.3.1 反应温度的影响 |
| 5.3.2 H_2O_2 初始浓度的影响 |
| 5.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 5.3.4 MB初始浓度的影响 |
| 5.4 添加剂添加方式的改进 |
| 5.4.1 分次添加C_6H_8O_6 对体系降解效果促进特性研究 |
| 5.4.2 添加次数对体系降解效果的影响 |
| 5.4.3 首次添加量对体系降解效果的影响 |
| 5.4.4 添加时间对体系降解效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 改进型Fenton体系降解含聚污水效果分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 C_6H_8O_6 添加量对改进型Fenton体系降解含聚污水的影响 |
| 6.3 反应条件对改进型Fenton体系降解含聚污水的影响规律 |
| 6.3.1 反应温度的影响 |
| 6.3.2 H_0_2 初始浓度的影响 |
| 6.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 6.3.4 含聚初始浓度的影响 |
| 6.4 添加方式对Fenton体系降解含聚污水的影响 |
| 6.5 H_2O_2 利用效能分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（8）膨润土联合电Fenton氧化法预处理兰州市垃圾渗滤液的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液的来源及水质特征 |
| 1.1.1 生活垃圾处理处置方式 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液的来源 |
| 1.1.3 垃圾渗滤液的水质特征 |
| 1.2 垃圾渗滤液对环境的危害 |
| 1.3 兰州市城市生活垃圾概况及垃圾渗滤液特点 |
| 1.3.1 兰州市概况 |
| 1.3.2 兰州市垃圾渗滤液的特点 |
| 1.4 国内外垃圾渗滤液的处理技术 |
| 1.4.1 物理化学处理法 |
| 1.4.2 生物处理法 |
| 1.4.3 土地处理法 |
| 1.4.4 联合处理法 |
| 1.5 膨润土法处理垃圾渗滤液 |
| 1.5.1 膨润土的基本组成 |
| 1.5.2 膨润土的物理化学特性 |
| 1.5.3 膨润土的吸附机理 |
| 1.5.4 膨润土在污水处理中应用现状 |
| 1.6 电Fenton氧化法处理垃圾渗滤液 |
| 1.6.1 电Fenton氧化机理 |
| 1.6.2 电Fenton氧化法处理垃圾渗滤液现状 |
| 1.7 课题的研究内容、意义及研究方案 |
| 1.7.1 课题研究内容 |
| 1.7.2 课题研究意义 |
| 1.7.3 课题研究方案 |
| 2 实验材料与分析方法 |
| 2.1 垃圾渗滤液的来源与性质 |
| 2.2 实验条件的确定 |
| 2.2.1 膨润土实验条件的确定 |
| 2.2.2 电Fenton实验条件的确定 |
| 2.2.3 联合实验条件的确定 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.3.1 膨润土实验装置 |
| 2.3.2 电Fenton实验装置 |
| 2.4 实验仪器与试剂 |
| 2.4.1 实验仪器 |
| 2.4.2 实验试剂 |
| 2.5 实验检测指标及分析方法 |
| 2.5.1 检测指标 |
| 2.5.2 分析方法 |
| 3 膨润土实验 |
| 3.1 实验条件设置 |
| 3.2 钠基膨润土单因素实验及结果分析 |
| 3.2.1 确定钠基膨润土最佳投加量 |
| 3.2.2 确定最佳水力搅拌时间 |
| 3.2.3 确定垃圾渗滤液最佳pH值 |
| 3.2.4 确定垃圾渗滤液最佳静置时间 |
| 3.3 钠基膨润土正交实验 |
| 3.3.1 正交因素影响分析 |
| 3.4 有机膨润土单因素实验及结果分析 |
| 3.4.1 确定有机膨润土最佳投加量 |
| 3.4.2 确定最佳水力搅拌时间 |
| 3.4.3 确定垃圾渗滤液最佳pH值 |
| 3.4.4 确定垃圾渗滤液最佳静置时间 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 电Fenton实验 |
| 4.1 实验条件设置 |
| 4.2 电Fenton单因素实验及结果分析 |
| 4.2.1 不同Fe~(2+)浓度对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 4.2.2 不同pH值对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 4.2.3 不同电压对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 4.2.4 不同温度对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 4.3 电Fenton正交实验 |
| 4.3.1 正交因素影响分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 膨润土联合电Fenton氧化法处理垃圾渗滤液 |
| 5.1 实验目的 |
| 5.2 实验步骤 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 不同Fe~(2+)浓度对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 5.3.2 不同pH值对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 5.3.3 不同电压对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 5.3.4 不同温度对渗滤液COD去除效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 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 |
（9）磁场对SBR反应器中活性污泥性质及污染物去除率的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源污染现状 |
| 1.1.2 生物技术污水处理概况 |
| 1.2 磁场对微生物的作用 |
| 1.2.1 磁场对生物膜的作用 |
| 1.2.2 磁场对有机物的降解机理 |
| 1.3 磁效应研究现状 |
| 1.3.1 磁分离作用研究 |
| 1.3.2 磁场对微生物的影响研究 |
| 1.4 SBR工艺流程、特征及影响主要因素 |
| 1.4.1 SBR工艺流程 |
| 1.4.2 SBR工艺特征 |
| 1.4.3 SBR工艺影响条件 |
| 1.5 实验目的和内容 |
| 1.5.1 实验目的 |
| 1.5.2 实验内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验药品试剂 |
| 2.3 污水性质及来源 |
| 2.4 磁场产生装置 |
| 2.4.1 磁铁的选择 |
| 2.4.2 实体装置图 |
| 2.5 磁场参数的调节 |
| 2.6 水质分析项目及方法 |
| 2.7 污泥性质分析测定 |
| 2.7.1 污泥聚沉速率的测定 |
| 2.7.2 INT-ETS碘硝基四氮唑电子传递体系分析 |
| 2.7.3 污泥脱氢酶活性的测定 |
| 2.7.4 污泥浓度(MLSS)测定 |
| 2.7.5 污泥好氧速率(OUR)的测定 |
| 第三章 磁场对活性污泥降解污染物效率的影响研究 |
| 3.1 相吸磁场下不同磁场强度对污染物去除及降解效果的研究 |
| 3.1.1 相吸磁场下不同磁场强度对COD去除及降解效果的研究 |
| 3.1.2 相吸磁场下不同磁场强度对氨氮去除及降解效果的影响研究 |
| 3.1.3 相吸磁场下不同磁场强度对总磷去除及降解效果影响的研究 |
| 3.2 不同磁作用方式对污水处理效果的影响 |
| 3.2.1 相斥磁场下不同磁场强度对COD去除效果的影响 |
| 3.2.2 相斥磁场下不同磁场强度对氨氮去除效果的影响 |
| 3.2.3 相斥磁场下不同磁场强度对总磷去除效果的影响 |
| 3.3 两种磁场类型下最佳磁场强度污染物去除率对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 磁场对活性污泥性质的研究 |
| 4.1 磁场强度对脱氢酶活性的影响研究 |
| 4.2 磁场强度对INT-ETS活性的影响研究 |
| 4.3 磁场对活性污泥耗氧速率的影响 |
| 4.4 磁场对活性污泥胶体zeta电位的影响 |
| 4.5 磁场对活性污泥聚沉速率的影响 |
| 4.6 磁场对活性污泥形态的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
（10）城市污水培养小球藻和斜生栅藻的磁处理效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 水污染与能源危机 |
| 1.1.2 微藻生物柴油 |
| 1.1.3 磁场生物效应 |
| 1.2 国内外研究现状及分析 |
| 1.2.1 微藻生物柴油的国内外研究现状 |
| 1.2.2 微藻处理城市污水的国内外研究现状 |
| 1.2.3 城市污水磁处理国内外研究现状 |
| 1.2.4 微藻磁处理国内外研究现状 |
| 1.3 课题研究的目的意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 课题研究技术路线及研究内容 |
| 1.4.1 技术路线 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 磁处理装置 |
| 2.1.2 微藻培养装置 |
| 2.1.3 混合和 CO2加富实验装置 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验藻种 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 试验用水及水质 |
| 2.2.4 试验仪器与设备 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 藻种的保存与扩大培养 |
| 2.3.2 试验分析项目及检测方法 |
| 第3章 蛋白核小球藻的磁处理条件优化 |
| 3.1 城市污水预磁处理的影响研究 |
| 3.1.1 小球藻的生长状况 |
| 3.1.2 预磁处理方式及磁场强度的影响 |
| 3.1.3 预磁处理时间的影响 |
| 3.2 藻液磁处理的影响研究 |
| 3.2.1 磁处理方式及磁场强度的影响 |
| 3.2.2 磁处理时间的影响 |
| 3.3 多因素对小球藻生长影响的研究 |
| 3.3.1 正交表的设计 |
| 3.3.2 正交实验的结果分析 |
| 3.3.3 对比验证实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 斜生栅藻的磁处理条件优化 |
| 4.1 城市污水预磁处理的影响研究 |
| 4.1.1 斜生栅藻的生长状况 |
| 4.1.2 预磁处理方式及磁场强度的影响 |
| 4.1.3 预磁处理时间的影响 |
| 4.2 藻液磁处理的影响研究 |
| 4.2.1 磁处理方式及磁场强度的影响 |
| 4.2.2 磁处理时间的影响 |
| 4.3 多因素对斜生栅藻生长影响的研究 |
| 4.3.1 正交表的设计 |
| 4.3.2 正交实验的结果分析 |
| 4.3.3 对比验证实验 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 磁场对微藻作用的机理探讨 |
| 5.1 磁场对城市污水的作用 |
| 5.1.1 磁场对城市污水透光率的改变 |
| 5.1.2 磁场对城市污水 COD 和氮元素的改变 |
| 5.1.3 磁场对城市污水细菌的影响 |
| 5.2 磁场对微藻的作用 |
| 5.2.1 磁场对微藻细胞抗氧化性的影响 |
| 5.2.2 磁场对微藻官能团的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 户外扩大化培养 |
| 6.1 户外环境变化情况 |
| 6.1.1 户外光照和温度情况 |
| 6.1.2 遮阴处理后光照和温度情况 |
| 6.2 蛋白核小球藻的户外培养 |
| 6.2.1 培养工艺 |
| 6.2.2 小球藻光生物反应器的磁条件优化 |
| 6.3 斜生栅藻的户外培养 |
| 6.3.1 培养工艺 |
| 6.3.2 斜生栅藻光生物反应器磁条件优化 |
| 6.4 加磁光生物反应器的工业化初步探索 |
| 6.4.1 最佳更新率的确定 |
| 6.4.2 出水水质情况 |
| 6.5 成本分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、磁处理对有机污水COD影响的实验研究（论文参考文献）
- [1]聚苯胺磁性吸附剂的合成及其吸附性能研究[D]. 李梦. 安徽理工大学, 2021(02)
- [2]多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究[D]. 宋沛. 华北电力大学(北京), 2021
- [3]超重力强化臭氧氧化-生物法联合处理实际兰炭废水的研究[D]. 常佳伟. 北京化工大学, 2020(02)
- [4]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)
- [5]磁场干预黄丝藻Tribonema sp.生长及利用淀粉发酵废水高效培养策略研究[D]. 陈秀. 江苏大学, 2020(02)
- [6]高浓度水性涂料废水的处理工艺研究[D]. 张海波. 华东理工大学, 2020(01)
- [7]Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究[D]. 王忠华. 东北石油大学, 2019(01)
- [8]膨润土联合电Fenton氧化法预处理兰州市垃圾渗滤液的实验研究[D]. 杨威. 兰州交通大学, 2019(04)
- [9]磁场对SBR反应器中活性污泥性质及污染物去除率的影响[D]. 王真. 中国石油大学(华东), 2018(09)
- [10]城市污水培养小球藻和斜生栅藻的磁处理效应研究[D]. 陈仰光. 哈尔滨工业大学, 2013(03)