一、对降解焦化废水中氨氮的研究（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》文中指出近年来,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。
韩亚龙[2]（2021）在《苍白杆菌强化处理垃圾渗滤液效果研究》文中提出垃圾渗滤液是指垃圾填埋堆放过程中渗出的自身水分和雨水混合而成的一种高浓度有机废水。其具有水质成分复杂、有机物浓度高等特点,是一种难降解废水。研发一种高效率、低成本的垃圾渗滤液处理技术是目前该领域的研究热点。本论文采用氨氮吹脱、Fenton氧化、生物强化SBR组合工艺来处理当地垃圾填埋场陈旧垃圾渗滤液,所用菌株是以该渗滤液为基质筛选获得。针对垃圾渗滤液可生化性差,化学需氧量COD、氨氮浓度高等特点,进行了处理研究,主要研究结果如下。（1）从垃圾渗滤液中筛选出适应性强的有机物和氨氮降解菌株,分别编号为LL-1、LL-2、LL-3。进行了生长特征及形态特征分析,扫描电镜观察其细胞形态为杆状,大小约为1.6×0.5μm,革兰氏阴性,16S r DNA序列分析表明LL-1、LL-2、LL-3与苍白杆菌属（Ochrobactrum）细菌聚类,分别命名为苍白杆菌（Ochrobactrum sp）LL-1,苍白杆菌（Ochrobactrum sp）LL-2,苍白杆菌（Ochrobactrum sp）LL-3。对菌株生长特性分析表明,其最适生长温度为25℃,最适生长p H范围5～9,最适生长盐浓度为1.00%。（2）对垃圾渗滤液进行了氨氮吹脱预处理,利用正交实验确定反应最佳条件,结果表明在氨氮吹脱预处理反应中,当气体流量大小为7 L/min,温度为35℃,p H为11的条件下,氨氮吹脱的效果最佳,氨氮去除率能够达到80.00%。（3）对垃圾渗滤液进行Fenton氧化预处理,先确定单个影响因素,再用正交实验确定最佳组合,发现Fenton试剂加量对Fenton反应的结果影响最为明显,p H次之,反应时间影响最小。当Fe SO4·7H2O的投加量为15 g/L,H2O2为50 ml/L,p H为4,反应时间为40 min时,Fenton氧化法处理效果最佳,对COD的去除率达78.00%。（4）用不同浓度梯度垃圾渗滤液对取自当地污水处理厂的活性污泥进行培养驯化21天,完成活性污泥驯化过程,活性污泥絮凝沉降性能良好,沉降比SV30稳定在26.00%,混合液污泥浓度为4800 mg/L,污泥体积指数SVI稳定在52 ml/g。（5）将苍白杆菌LL-1,苍白杆菌LL-2,苍白杆菌LL-3在实验室培养,按一定比例投加到驯化好的活性污泥中,进行强化SBR反应处理,运行条件为缺氧反应2 h、好氧反应14 h、静置2 h,反应器温度28℃,溶解氧4 mg/L。在生物强化处理阶段,分别对进水COD浓度为400、600、800、1000 mg/L,氨氮浓度为52、72、90、130 mg/L的预处理垃圾渗滤液在SBR最佳反应条件下进行处理。结果表明,对照组、LL-1、LL-3实验组的出水COD维持在240～330 mg/L,COD去除率为63.00～66.00%,氨氮为22～37 mg/L,氨氮去除率为59.00～73.00%。LL-2实验组出水COD维持在190～260 mg/L,COD去除率为70.00～72.00%。氨氮为18～20 mg/L,氨氮去除率为65.00～83.00%,表明苍白杆菌LL-2具有生物强化作用,与空白对照组、LL-1实验组、LL-3实验组相比,LL-2实验组的COD、氨氮的去除率分别增加约6.00%和10.00%。
高艳娟[3]（2020）在《反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究》文中提出含氮杂环化合物（Nitrogen Heterocyclic Compounds,NHCs）具有毒性与“三致”效应,广泛存在于煤热解、焦化等煤化工废水中。这类工业废水主要特征是COD/NOx--N比值较高,过量的碳源除反硝化降解外,主要依靠后续好氧反应池耗氧代谢,动力能耗较大,难降解NHCs的存在,使生物处理的效果受到极大限制,出水COD浓度仍较高,达不到排放标准。传统厌氧生物处理是去除NHCs的有效方法,但存在降解速率慢、生物能源气体（CH4）产量低、降解过程中产生氨氮累积的困局。厌氧同时反硝化产甲烷（SDM）是提高有机物降解率,改善生化出水质量的有效途径。针对传统厌氧技术应用的瓶颈,微生物电解池耦合厌氧消化（MEC-AD）技术具有强化厌氧降解、同时除碳脱氮的潜能。本文选用喹啉、吲哚、吡啶三种典型NHCs,分析了典型NHCs在SDM体系中降解性能,解析了NO3--N对NHCs降解的促进及对产甲烷的抑制作用机理,揭示了SDM体系内NHCs降解途径及降解机理,明确了特定碳源下反硝化菌和产甲烷菌的共生关系;提出了MEC-AD体系强化NHCs降解及碳氮脱除的方法,探讨生物电化学体系内碳氮同步脱除机制,揭示了NHCs在MEC-AD体系内降解机理及功能菌群协同耦合作用的生物学机制;研究了NHCs共基质条件下降解特性。本研究可丰富废水厌氧生物处理理论,为煤化工业废水中NHCs的有效去除提供理论依据与新思路。研究结果表明,SDM体系内250 mg/L喹啉、吲哚、吡啶的最适NO3--N分别为50、50、35 mg/L时,可获得NHCs最快降解速率及最小避免NO3--N对产甲烷反应的抑制,相比厌氧消化体系（AD）,降解速率分别提高了0.54、1.15、1.41 mg/（L·h）,甲烷产量分别减少了58.58%、64.13%、30.36%;脱氢酶和脲酶活性分别提高了6.50和3.70、6.80和8.50、6.70和3.50mg/MLVSS/h;高浓度NHCs（550 mg/L）降解效率分别提高39.86%、54.34%、22.33%;由于NHCs降解进程加快,NH4+-N的累积量相应提高了4.90%、6.25%、8.41%。通过对NHCs降解前后做碳氮平衡分析,明确了SDM体系内NHCs降解过程中碳氮流向。相比AD体系,反应结束后,SDM体系内喹啉、吲哚、吡啶中的碳转化的无机碳分别提高了21.30%、20.73%、4.51%;有机碳分别降低了19.63%、24.04%、17.80%;甲烷碳分别降低了12.76%、21.79%、14.45%;而固态中生物碳与氮含量均得到提高。SDM体系内喹啉在C-2位置羟基化生成2-羟基喹啉;吲哚在C-2羟基化生成2-吲哚酮和靛红,及生成甲基化产物3-甲基吲哚;吡啶在N-C-2位置断裂生成戊二醛。相比AD体系,SDM体系内中间产物形成速率更快且降解更为彻底。SDM体系内有效富集了降解菌、反硝化菌、硝态氮还原菌、中间产物降解菌,功能菌群间是互营共生关系;在产甲烷层面,喹啉、吲哚组以氢营养型产甲烷菌为主,吡啶组以乙酸营养型产甲烷菌为主。SDM内NHCs降解存在氨氮累积量增高、甲烷产量降低的现象,因此,探究了MEC-AD对NHCs碳氮脱除的效能。结果表明,外加电压促进了喹啉、吲哚、吡啶的降解,250 mg/L的NHCs最适降解电压分别为1.0、1.0、0.7 V,相比AD体系,降解速率分别提高了2.65、3.74、8.32 mg/（L·h）;TOC去除率分别了提高了29.41%、29.19%、24.69%;甲烷产量分别提高了1.5、1.4、1.4倍;处理高浓度NHCs（550 mg/L）,去除率分别提高了84.26%、84.22%、55.56%。分析了MEC-AD体系脱除氨氮效果,发现NH4+-N能完全去除,并解读了脱氮过程中电化学氧化、厌氧氨氧化、反硝化的协同作用机制。MEC-AD体系内喹啉降解遵循香豆素路径,生成2-羟基喹啉与8-羟基香豆素;吲哚降解生成2-吲哚酮与靛红;吡啶降解生成戊二醛,并在C-2-3处断裂生成甲酰胺;中间产物的形成与降解速率加快。功能菌群在MEC-AD体系内富集度更高,且电流对优势菌的富集具有选择性,喹啉降解过程中,降解菌和产电菌、厌氧氨氧化菌、自养反硝化菌、异养反硝化菌互营共生,占比分别高达36.99%、4.84%、8.18%、1.28%;三种NHCs组内均以氢型产甲烷菌为主,并富集了与氮脱除过程相关的厌氧氨氧化古菌（Nitrosoarchaeum）。实际废水中NHCs以混合底物状态存在,当喹啉与吲哚共基质时,低浓度的吲哚（0-100 mg/L）对喹啉及中间产物的降解具有促进作用,浓度高于150 mg/L会出现抑制现象;喹啉无论浓度高低均对吲哚的降解产生抑制。吲哚与吡啶共基质时有相似的降解特征。由于降解体系及底物不同,使NHCs共基质的功能菌群结构差异较大。
柏苏北[4]（2020）在《Fenton法深度处理焦化废水的试验研究》文中进行了进一步梳理焦化废水是典型的有毒难降解工业废水,其污染物组成和水质特性极其复杂。传统的生化工艺难以有效处理,二级生化出水COD仍难达标。近年来,国家对工业废水的环保标准不断提高,“水十条”的颁布让工业废水的深度处理回用更加迫切。芬顿方法是常用的处理难降解废水的方法。但是,传统的芬顿处理工艺有产生铁泥量大,反应pH范围窄,双氧水耗费大,处理效果受工艺参数影响大等问题。因此,本文开展了以铜、铈为主的新型催化剂γ-Cu-Ce-Al2O3制备以及催化机理研究,并以此构建了焦化废水的非均相芬顿催化体系。焦化废水中难降解的主要成分是苯酚以及喹啉。先以实验室配置的苯酚、喹啉溶液为处理对象,对γ-Cu-Ce-Al2O3催化剂的催化性能、机理进行了研究,之后,采用实际河北某钢铁企业的焦化废水,对比了非均相芬顿体系与传统芬顿体系的处理效果。研究结果表明:1、采用溶胶-凝胶法制备γ-Cu-Ce-Al2O3催化剂,其最佳制备条件为:焙烧时间6h,焙烧温度600℃,铜铈摩尔比2:1。γ-Cu-C e-Al2O3催化剂表面呈现为不规则毛糙的结构,这种结构有助于提高催化剂就的比表面积,Ce的加入改变了催化剂的结构,提高了催化剂的比表面积,有助于促进催化剂与过氧化氢接触,从而提高过氧化氢的利用率。2、γ-Cu-Ce-Al2O3和双氧水组成的非均相芬顿反应体系中主要活性物质为羟基自由基。反应体系的最佳反应条件为:催化剂的投加量是1.2 g/L,H2O2的投加量是45 mmol/L,反应pH值为6。3、分别用γ-Cu-Ce-Al2O3催化剂构建的非均相芬顿体系和传统芬顿体系处理苯酚、喹啉和焦化废水,在最佳反应条件下比较发现,γ-Cu-Ce-Al2O3催化剂具有更宽的pH适应范围,且催化氧化效率更高。
王勃[5]（2021）在《负载型纳米铁材料的合成及其对焦化废水降解机理研究》文中认为焦化废水是一种典型的高浓度难降解有机废水,其成分复杂、污染物浓度高、可生化性较差、毒性大、色度高、水质波动大等特点。在新的排放标准的要求下,传统的“预处理+生化处理”组合工艺无法满足,此需要进行进一步的深度处理以满足达标排放。本文在传统Fenton体系的基础上,合成制备了钠基膨润土负载纳米铁（B-n ZVI）构建了新型非均相类Fenton体系。基于B-n ZVI颗粒较大的比表面积和较高的活性,在溶液中构建了大量微电池而形成电-Fenton体系,实现对废水的深度处理。文中通过合成材料的活性检测、表征分析,结果表明材料具有较好吸附性能和较高的活性。为了避免焦化废水中多种污染物的交互作用对探究有机物降解机理的影响。本文使用邻苯二甲酸氢钾模拟焦化废水中的有机物,并在多种条件下与B-n ZVI进行了反应。实验结果表明在溶液初始浓度为800mg/L,材料投加量为0.6g/L,p H=3的反应条件下,COD去除率可达到89.9%,反应化学吸附为主。使用氰化钾溶液模拟了焦化废水中氰化物并在多种反应条件下进行了降解,表明B-n ZVI与氰化物发生的是氧化反应,并且在p H=5的条件下降解率可达到99.2%。采用实际的焦化废水进行实验,在反应温度为40℃,材料投加量为1.6g/L,反应时间为180min,p H分别为3和5的实验条件下,用紫外分管光度计测得反应COD的降解率达到了72.4%和67.68%,氰化物降解率为98.2%和100%。通过对比实验反应前后水样的GC-MS图谱分析了反应前后焦化废水中的有机物含量,探讨了氨基甲酰肼、环氧乙烷、2-N-甲氧基乙氧基乙醇等有机物可能发生的反应,实验结果表明非均相类Fenton体系的材料B-n ZVI的优异的性能对焦化废水中有机物和氰化物的降解十分有利。
李燕楠[6]（2020）在《TiO2膜曝气电极结构特征对电—多相臭氧催化工艺中羟基自由基产量的影响机制研究》文中研究指明电-多相臭氧催化工艺（E-catazone）是本课题组前期开发的一种新型高级氧化工艺,该工艺将阳极、曝气装置和臭氧催化剂(TiO2纳米花(TiO2-NF)巧妙地结合在一起,构成兼备电催化、臭氧催化、臭氧曝气功能的膜曝气电极(简称TiO2-NF电极),实现了电化学和多相臭氧催化的高效协同。前期研究表明,E-catazone工艺对难降解有机污染物如药物布洛芬的降解速率上是单一电化学氧化的71倍,是单独臭氧氧化的52倍,具有优异的氧化特性以及协同效应。前期研究表明,E-catazone工艺优异性的关键在于曝气阳极负载的TiO2纳米花催化层,该催化层在电化学作用下可以促进臭氧的多相催化,同时还影响体系中H2O2的产生,从而促进O3和H2O2的均相催化反应。在以往对O3/TiO2多相催化体系的研究中,学者们也发现TiO2结构特征是影响臭氧多相催化的关键因素,同时发现金红石晶型更加有利于界面催化。然而,在本课题组前期研究中使用TiO2-NF电极是锐钛矿晶型,也显示出优异的催化效果。因此,本论文在前期研究的基础上,针对TiO2-NF这一关键点,通过煅烧温度优化实现对TiO2-NF晶型的控制,系统地考察了不同煅烧温度制备的TiO2-NF电极对E-catazone工艺处理典型难降解有机物的影响效能,主要活性氧物质（ROS）产物以及催化氧化机理的影响,优化TiO2-NF电极的结构特性。其次,使用优选的TiO2-NF电极,开展处理实际废水（焦化废水生化处理出水）的可行性研究,并与传统氧化工艺的进行对比研究。具体结论如下:1)在不同煅烧温度下制备TiO2-NF电极,并利用X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱分析（XPS）、扫描电子显微镜（SEM）等方法进行表征,为评价其催化活性提供理论依据。以臭氧惰性有机物(氯苯甲酸（p-CBA）,k O3,p-CBA=0.15M-1·S-1,k·OH,p-CBA=5×109M-1·S-1)为目标污染物,研究了不同煅烧温度下TiO2-NF电极对p-CBA的降解效果及作用机理。结果表明,在E-catazone工艺中,经450℃煅烧以锐钛矿为主要晶型的TiO2-NF电极催化活性最强,反应5 min后对p-CBA去除率达99%,其反应速率常数k 450℃煅烧(0.82 min-1)是未煅烧(k未煅烧=0.28 min-1)的2.93倍。研究了降解过程中煅烧温度对水溶液中H2O2生成量、O3浓度变化、总羟基自由基（?OH）生成量的影响,450℃煅烧的TiO2-NF电极对O3的分解速率为0.10×10-3 min-1,生成?OH的总量为8.41×10-10 M,明显高于其他煅烧温度下的TiO2-NF电极。研究了在O3分子在TiO2表面不同活性位点上的吸附能,推断了电催化作用下TiO2对O3的催化机理。最终发现,锐钛矿晶型的TiO2-NF电极不仅有效促进体系H2O2产生,还可以同时促进TiO2界面上O3的转化,最终实现E-catazone体系?OH的高效产生。2)使用优选的TiO2-NF电极（450℃煅烧）,开展E-catazone对焦化生化二级出水的深度处理的可行性研究,同时开展该工艺与两种常规臭氧催化工艺,臭氧/TiO2多相催化(O3/TiO2-NF)、臭氧/H2O2/TiO2催化(O3/TiO2-NFH2O2)的对比研究,重点分析E-catazone工艺在有机物去除效率和速率的技术优势。结果表明:在相同条件下（O3浓度84 mg/L）,E-catazone工艺获得的COD和总有机碳（TOC）的去除率（67.9%,50.0%）优于O3/TiO2-NF工艺获得的去除率（25.8%,20.9%）,其COD和TOC的反应动力学常数k电-多相臭氧催化(2.7×10-2 min-1,1.5×10-2 min-1)分别是kO3/TiO2(8.9×10-3 min-1,5.5×10-3 min-1)的3.14倍、2.73倍。即便在O3/TiO2-NF体系中提高H2O2浓度至5 g/L以促进臭氧均相催化效果,但COD和TOC去除率也仅提高到62.2%和43.6%,有机物去除效果仍不及E-catazone工艺的降解效果。证明了E-catazone工艺在处理实际工业废水中难降解物质的潜在优异性。综上所述,450℃是制备TiO2-NF电极的最佳煅烧温度,制备的TiO2-NF以锐钛矿晶型为主。在该温度煅烧下的TiO2-NF电极能够有效促进E-catazone工艺阴阳极协同催化臭氧产生?OH,能够有效降解和矿化实际废水的中的难降解有机物,达到了强化E-catazon工艺处理效果的目的
伏吉帅[7]（2020）在《改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究》文中进行了进一步梳理随着工业的飞速发展,焦化废水排放量与日俱增,对环境与人类造成的危害日益严重。电化学氧化技术通过施加电流将污染物在电极表面直接或间接氧化为无害物质除去。在工业废水处理领域,该技术因无二次污染、氧化能力强及自动化操作等特点备受关注。因此,为有效处理焦化废水,本文采用改性二氧化铅电极（ESIXPb-I）对其进行电氧化处理。为实现焦化废水“零排放”标准,本研究采用ESIXPb-I电极电氧化降解实际焦化废水。考察电流密度、初始p H及氯离子浓度对废水降解的影响,探讨焦化废水电氧化的反应机理。研究结果表明,ESIXPb-I电极具有高的结晶度和良好的导电性,且析氧电位（1.84 V）与加速寿命（75 h）均比Ti/Pb O2电极高。利用ESIXPb-I电极降解焦化废水,增加电流密度可提高污染物的降解速率;碱性条件有利于·OH与Cl O-的生成,促进氨氮与有机物间接氧化为氮气、二氧化碳和水;适量的氯离子浓度可提高污染物的去除率。在30 m A·cm-2、初始p H=9及氯离子浓度700 ppm条件下,反应30 min后,氨氮与COD去除率均达到100%,且降解过程符合伪一级动力学。为实现焦化废水中酚类化合物的有效去除,本研究以苯酚为处理对象,采用ESIXPb-I电极电氧化降解焦化含酚废水,考察电流密度、电解液浓度及苯酚初始浓度对降解的影响。研究结果表明,电流密度的增加可提高氧化剂的产率,促进苯酚降解;电解液浓度的提高可增强导电性与活性氯的生成;苯酚初始浓度的增加可促进HCl O、臭氧、·OH与苯酚之间的催化反应,提高苯酚的去除率。因此,在20 m A·cm-2、0.02 mol·L-1 Na Cl及300 ppm苯酚条件下,反应120 min后苯酚去除率达94%,降解过程符合伪一级动力学。此外,对比ESIXPb-I电极与Ti/Pb O2电极的苯酚处理效率。结果表明,ESIXPb-I电极的电催化性能优于Ti/Pb O2电极,且电流效率高、能耗低。同时,苯酚的电化学氧化过程为间接氧化,其主要氧化剂为活性氯和臭氧。采用高催化活性ESIXPb-I电极电氧化降解实际焦化废水,氨氮与COD均彻底去除,实现废水“零排放”标准,为企业节能减排、提高企业经济效益与社会效益提供新思路,对其工业化应用具有重大的指导意义。此外,利用ESIXPb-I电极电化学氧化焦化含酚废水,能耗低且苯酚去除率高,可推广性强。因此,ESIXPb-I电极在焦化废水处理方面具有极强的优势。
葛福想[8]（2020）在《异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究》文中进行了进一步梳理煤转化工艺过程中产生大量高浓度有机废水,其控制与处理一直是煤化工领域的难题。我国煤炭资源与水资源逆向分布,大规模发展煤化工必将受到水资源“质”（水质）和“量”（水量）两方面限制。均相Fenton试剂(Fe2+/H2O2)生成羟基自由基（?OH）,可无选择地破坏有机污染物,对去除煤化工废水中芳烃类、酚类、芳胺类具有明显优势。但存在强酸性处理环境、污泥产量高以及催化剂难分离等关键问题。异相Fenton催化剂将铁离子固相化,形成铁、铁离子掺杂型、铁氧化物等,在高初始pH值下促进H2O2分解,并抑制铁泥产生,但固相化过程中原子的相互作用使得Fe（III）/Fe（II）循环速率更慢,导致催化剂活性降低。因此,本文提出利用碳点、Fe2O3和g-C3N4构建具有全可见光范围响应的异相光Fenton催化剂,利用更宽的光谱激发更多的光电子以加速Fe（III）/Fe（II）循环。本文以尿素和柠檬酸为原料水热制备氮掺杂碳点（NCDs）,通过水热反应和煅烧将其与Fe2O3、g-C3N4复合,制备异相光Fenton催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4并表征相关性能。结果表明NCDs和Fe2O3的复合未影响g-C3N4结构,复合后形成紧密的界面有利于拓宽材料的光谱吸收范围。研究Fe2O3、NCDs、g-C3N4负载量对催化剂活性的影响规律,由于NCDs可增强光吸收能力和抑制空穴-电子复合,延长光电子寿命,增加电子被活性位点的捕获机会,从而提高催化降解效率,在进一步提高NCDs用量时,由于NCDs的“屏蔽效应”,光降解速率受到抑制;作为铁源的Fe2O3,增强了对光照对吸收能力并促进H2O2分解产生活性自由基,但过量的Fe2O3作为光催化过程中光生电子空穴对的复合中心,并依次覆盖g-C3N4表面的活性中心,降低了反应效率;Fe2O3和NCDs质量一定时,FeCl3?6H2O:NCDs:g-C3N4质量比为3:1:1所制备复合材料,由于g-C3N4可与Fe2O3能带匹配,体系降解速率最高。选取煤化工废水典型污染物苯酚和吲哚作为降解目标,配制模拟废水,分别研究不同复合材料、降解体系、初始pH、H2O2投加量、催化剂投加量和污染物初始浓度对降解效果的影响规律。NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料的催化活性明显高于Fe2O3/g-C3N4和Fe2O3,载体g-C3N4与NCDs和Fe2O3三者之间有良好的协同作用;NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料可拓宽Fenton反应pH范围;随着H2O2或催化剂投加量的增多,降解效率呈现先升高后降低的趋势,随着污染物初始浓度的升高降解效率逐渐降低。为阐明降解机理表征了光电流响应曲线和活性物种,发现NCDs/Fe2O3/g-C3N4的瞬态光响应电流大于Fe2O3/g-C3N4和g-C3N4。其值为5.86μA/cm-2,是Fe2O3/g-C3N4和g-C3N4瞬态光响应电流的2.4倍和9.7倍,且NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料的光电阻显着降低,表明NCDs在Fe2O3/g-C3N4体系可以进一步提高光电化学性能,促进Fe2O3与g-C3N4间的电荷转移,提高了光诱导电荷的分离和转移效率。自由基清除实验和EPR/DMPO捕获实验,结果表明羟基自由基（?OH）和空穴（h+）在光催化过程中是主要的活性物种。在光照条件下,NCDs和g-C3N4的光生电子向Fe2O3转移,促使Fe2O3表面的Fe（III）还原为Fe（II）,且光生h+可与H2O反应生产H2O2,进而提高异相光Fenton催化反应效率。通过进行循环试验,并结合反应后对复合材料的XRD和FTIR分析结果。发现NCDs/Fe2O3/g-C3N4复合材料在光照和H2O2存在下具有良好的稳定性。本内容整体上实现了利用异相光Fenton催化剂在紫外可见光区域促进Fe（III）/Fe（II）的循环目标,对煤化工废水中的典型污染物有较高的降解效率,应用前景广阔。该论文有图41幅,表6个,参考文献131篇。
李姝琪[9]（2020）在《光电催化耦合燃料电池高效处理焦化废水研究》文中提出焦化废水是焦化行业生产过程中产生,通常含有氨、氰化物、多环芳烃以及含氮杂环化合物等污染物,属于有毒、高浓度工业废水,通常其处理需要将生物法和高级氧化结合,处理成本较高。废水是生物发电的潜在基质,利用废水的微生物燃料电池（MFC）的研究越来越受到重视。此外,丰富的太阳能和廉价的半导体材料可以构成光催化燃料电池（PFC）,PFC也被认为是一种环境友好的技术,可以在处理水污染问题的同时产生清洁电能。本研究将MFC和PFC技术耦合,以产生电能来促进催化,降低处理成本并提高处理焦化废水的效率。采用水热法成功制备了不同比例的ZnIn2S4/BiVO4光催化材料,并且对其最佳掺杂比例进行研究。对催化剂和催化电极进行了SEM、CV、UV-Vis以及XPS等表征。测试表明ZnIn2S4/BiVO4具有良好的光电催化性能。对耦合MFC和PFC处理焦化废水的研究发现,在MFC和PFC、PFC和过硫酸盐（PS）的耦合与协同作用下,能有效地去除焦化废水中的COD和氨氮（NH4+-N）。MFC处理使COD从进水的2896 mg/L降至263 mg/L,去除率达到91%。经过两级MFC处理的出水,进一步在由Fe作为阳极、ZnIn2S4/BiVO4光电阴极构成的PFC体系中处理。当PFC中pH=4,过硫酸盐浓度为30 mM时,处理焦化废水MFC二级出水效果最佳（出水的COD低于50 mg/L、NH4+-N低于5 mg/L）。增加PS浓度使产电量有所增加。在MFC耦合PFC处理过程中,经过MFC处理后NH4+-N浓度有所增加,但经过最佳条件下经PFC/PS氧化处理后,其浓度可低至5 mg/L以下。结果表明,MFC、PFC和PS的耦合体系实现了对焦化废水的高效处理。
张凯[10]（2020）在《石墨毡材料改性及其非均相电芬顿降解焦化废水性能研究》文中研究指明电芬顿是一种新型的电化学高级氧化技术,它能够在溶液中产生强氧化剂羟基自由基（·OH）,无选择性地氧化降解水体中的绝大部分有机污染物,被认为是一种环境友好型的绿色工艺。从电芬顿技术的研究进展可以看出,其技术在污水处理方面的进一步发展面临两个挑战:氧气在阴极还原过程中易发生四电子反应,过氧化氢的生成效率不高;溶液中的Fe2+在参与芬顿反应过程中会生成Fe3+,当溶液p H高时,生成Fe（OH）3沉淀,产生大量的铁污泥,降低降解效率。因此开发含有高选择性的铁活性物质的阴极催化剂是国内外学者广泛关注的热点。石墨毡（GF）具有优良的空间结构,高导电性,价格低廉,是优良的催化剂载体,过渡金属镍、钴化合物可以和铁形成共芬顿催化剂,有利于提高·OH生成的效率。本文采用简单的水热反应制得以石墨毡为载体,以铁镍钴三元氢氧化物为活性物质,经PTFE疏水化处理作为电芬顿体系的阴极,以石墨毡为阳极,在自制的电芬顿反应装置上考察焦化废水的降解效果,探究了不同参数对反应的影响。具体研究内容及结论如下:（1）将铁镍氢氧化物负载于石墨毡上,探究了不同铁镍摩尔比的催化剂对焦化废水降解性能的影响。通过SEM、XRD等技术对所制得的催化剂形貌、组成等微观结构进行表征,证明铁镍氢氧化物活性物质成功负载于石墨毡表面。在旋转圆盘电极（RDE）上进行电化学测试并计算了不同催化剂的电子转移数,结果发现,Fe4Ni1-OH/GF催化剂的转移电子数n=2.5,最接近二电子还原反应,采用三电极体系测试,施加电位为-0.6 V,以焦化废水作为实验对象,五种不同铁镍比的催化剂中,铁镍摩尔比为4/1的Fe4Ni1-OH/GF催化剂对焦化废水的降解效率最高,达到57.8%。（2）控制铁镍摩尔比为4/1,改变钴的含量,制备负载于石墨毡表面的铁镍钴三元氢氧化物催化剂,电化学结果显示:10%Co-Fe4Ni1-OH/GF催化剂在电位-0.5 V～-0.9 V范围内电子转移数在2.5左右,比Fe4Ni1-OH/GF催化剂发生二电子氧还原的电位范围更宽。同样采用三电极体系,当施加的电位为-0.6 V时,10%Co-Fe4Ni1-OH/GF催化剂对焦化废水的降解率达到60.7%,高于Fe4Ni1-OH/GF催化剂,说明增加少量的钴能提高催化剂的降解效果。（3）采用自制气盘进行曝气方式,设计了一种电芬顿填充床反应装置,以10%Co-Fe4Ni1-OH/GF作为阴极催化剂,GF作为阳极催化剂,以焦废水作为研究对象进行小试放大实验,优化了实验条件。当反应器操作电压为3.0 V,液体流量为1.0 L/h、气体流量为1.0 L/min时,对焦化废水的降解效果最好,降解率为40.1%。反应器连续运行120 h,出口焦化废水COD呈上升趋势,由开始的79.8 mg/L上升到95.3 mg/L。焦化废水降解率由48.0%变为37.8%。说明该催化剂具有较好的稳定性,可作为进一步放大的候选催化剂。
二、对降解焦化废水中氨氮的研究（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、对降解焦化废水中氨氮的研究（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）苍白杆菌强化处理垃圾渗滤液效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液概述 |
| 1.1.1 垃圾渗滤液的产生 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液的水质特点 |
| 1.1.3 垃圾渗滤液的处理现状 |
| 1.1.4 国内外垃圾渗滤液的常用处理技术 |
| 1.2 SBR工艺概述 |
| 1.2.1 SBR工艺的发展及特点 |
| 1.2.2 SBR工艺在污废水处理中的应用 |
| 1.3 生物强化技术的原理及应用 |
| 1.4 论文的研究目的意义、研究内容 |
| 1.4.1 研究目的意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 垃圾渗滤液强化处理菌株的筛选与鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验用水、培养基、试剂和仪器 |
| 2.1.2 降解菌的筛选 |
| 2.1.3 降解菌形态表征 |
| 2.1.4 降解菌的鉴定 |
| 2.1.5 不同因素对降解菌生长的影响 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 降解菌的筛选结果及形态表征 |
| 2.2.2 降解菌的16SrDNA序列分析及鉴定结果 |
| 2.2.3 筛选菌株对垃圾渗滤液中COD、氨氮去除情况测定 |
| 2.2.4 接种量对降解菌生长的影响 |
| 2.2.5 pH对降解菌生长的影响 |
| 2.2.6 温度对降解菌生长的影响 |
| 2.2.7 渗透压对降解菌生长的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 垃圾渗滤液预处理 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验用水、主要仪器和试剂 |
| 3.1.2 出水指标的测定 |
| 3.1.3 吹脱法预处理实验设计 |
| 3.1.4 Fenton氧化法预处理实验设计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同因素对氨氮吹脱效果的影响 |
| 3.2.2 Fenton反应最佳pH |
| 3.2.3 Fenton试剂最佳配比 |
| 3.2.4 Fenton试剂最佳投量 |
| 3.2.5 Fenton反应最佳时间 |
| 3.2.6 Fenton反应正交实验 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 生物强化处理垃圾渗滤液效果研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 接种污泥及实验用水和主要仪器 |
| 4.1.2 活性污泥的驯化 |
| 4.1.3 活性污泥各指标的测定 |
| 4.1.4 SBR反应器最佳曝气时长确定 |
| 4.1.5 生物强化SBR运行工艺设计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 活性污泥驯化期间污泥指数的变化 |
| 4.2.2 活性污泥驯化期间COD的变化 |
| 4.2.3 活性污泥驯化期间NH_3-N的变化 |
| 4.2.4 SBR反应器的最佳曝气时长 |
| 4.2.5 不同菌株对SBR的强化处理效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含氮杂环化合物(NHCs)概述 |
| 1.2.1 含氮杂环化合物简介 |
| 1.2.2 三种典型NHCs化合物结构特点与性质 |
| 1.3 处理典型NHCs方法的研究现状 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 化学氧化法 |
| 1.3.3 物理法 |
| 1.4 厌氧同时反硝化产甲烷研究进展 |
| 1.4.1 厌氧同时反硝化产甲烷的原理 |
| 1.4.2 厌氧同时反硝化产甲烷技术应用及影响因素 |
| 1.5 生物电化学技术研究现状及进展 |
| 1.5.1 生物电化学原理及降解有机物的研究 |
| 1.5.2 生物电化学脱氮研究及前景 |
| 1.6 问题的提出 |
| 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 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 仪器设备 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 实验配水 |
| 2.3.2 厌氧同时反硝化产甲烷(SDM)实验设计 |
| 2.3.3 微生物电解池耦合厌氧消化(MEC-AD)实验设计 |
| 2.3.4 共基质实验设计 |
| 2.4 实验分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目与检测方法 |
| 2.4.2 生物气体的测量 |
| 2.4.3 挥发酸的测量 |
| 2.4.4 污泥生物酶活性测试 |
| 2.4.5 中间产物测定 |
| 2.4.6 污泥形态分析 |
| 2.4.7 功能微生物群落结构分析 |
| 2.5 动力学分析 |
| 2.5.1 NHCs降解动力学分析 |
| 2.5.2 产甲烷动力学分析 |
| 第3章 厌氧同时反硝化产甲烷对典型NHCs降解性能研究 |
| 3.1 硝态氮对NHCs降解及产甲烷的作用机制 |
| 3.1.1 硝态氮对典型NHCs降解的促进机制 |
| 3.1.2 硝态氮对NHCs厌氧产甲烷的抑制机制 |
| 3.2 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解性能 |
| 3.2.1 NHCs降解过程中的氨氮形成分析 |
| 3.2.2 常规生物酶活性分析 |
| 3.3 同时反硝化产甲烷对不同浓度NHCs的降解效果 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.4.1 NHCs降解动力学 |
| 3.4.2 NHCs降解过程中厌氧产甲烷动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 NHCs在厌氧同时反硝化产甲烷体系中的降解机理 |
| 4.1 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解途径分析 |
| 4.1.1 NHCs厌氧降解途径 |
| 4.1.2 NHCs降解过程中间产物的转化规律 |
| 4.2 NHCs降解过程中碳氮平衡分析 |
| 4.3 厌氧同时反硝化产甲烷体系内功能菌群落结构解析 |
| 4.3.1 以喹啉为碳源 |
| 4.3.2 以吲哚为碳源 |
| 4.3.3 以吡啶为碳源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解及碳氮同步去除 |
| 5.1 微生物电解池耦合厌氧消化对NHCs降解效能的影响 |
| 5.1.1 外加电压对NHCs降解的影响 |
| 5.1.2 不同浓度NHCs的降解效果 |
| 5.2 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解性能研究 |
| 5.2.1 以喹啉为碳源 |
| 5.2.2 以吲哚为碳源 |
| 5.2.3 以吡啶为碳源 |
| 5.3 生物电化学体系对氨氮同步脱除的研究 |
| 5.4 NHCs在生物电化学体系内厌氧降解机理研究 |
| 5.5 微生物电解池耦合厌氧消化体系内微生物群落结构解析 |
| 5.5.1 污泥形态分析 |
| 5.5.2 功能菌群分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 NHCs共基质条件下的降解性能研究 |
| 6.1 NHCs共基质条件下的降解机制 |
| 6.1.1 喹啉与吲哚共基质降解特性分析 |
| 6.1.2 吲哚与吡啶共基质降解特性分析 |
| 6.2 NHCs共基质条件下降解机理分析 |
| 6.2.1 NHCs降解动力学 |
| 6.2.2 NHCs共基质条件下降解产物 |
| 6.3 微生物群落解析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）Fenton法深度处理焦化废水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 焦化废水简介 |
| 1.2.1 焦化废水来源 |
| 1.2.2 焦化废水性质 |
| 1.3 焦化废水处理工艺的研究现状 |
| 1.3.1 生物处理法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 化学氧化法 |
| 1.4 芬顿体系和类芬顿体系的研究现状 |
| 1.4.1 芬顿体系 |
| 1.4.2 类芬顿体系 |
| 1.5 芬顿体系催化剂研究现状 |
| 1.5.1 Fe催化剂 |
| 1.5.2 Ce催化剂 |
| 1.5.3 Cu催化剂 |
| 1.6 选题意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验所用主要仪器及设备 |
| 2.1.2 实验主要试剂 |
| 2.2 催化剂的制备方法 |
| 2.3 催化剂的表征方法 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.5 苯酚及喹啉催化氧化实验过程 |
| 2.6 实际焦化废水的芬顿处理过程 |
| 3 γ-Cu-Ce-Al_2O_3催化剂制备 |
| 3.1 催化剂载体和活性组分的选择 |
| 3.1.1 催化剂载体的选择 |
| 3.1.2 催化剂负载方法的选择 |
| 3.1.3 催化剂负载组分的选择 |
| 3.2 催化剂制备条件的优化 |
| 3.2.1 焙烧时间对催化剂活性的影响 |
| 3.2.2 焙烧温度对催化剂活性的影响 |
| 3.2.3 铜铈摩尔比对催化剂活性的影响 |
| 3.3 催化剂表征 |
| 3.3.1 SEM |
| 3.3.2 XRD |
| 3.4 本章小结 |
| 4 γ-Cu-Ce-Al2O_3催化H_2O_2去除苯酚、喹啉研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 单因素实验 |
| 4.2.1 催化剂投加量试验 |
| 4.2.2 双氧水投加量试验 |
| 4.2.3 pH影响试验 |
| 4.2.4 不同催化剂对比实验 |
| 4.3 机理分析 |
| 4.3.1 催化剂反应速率 |
| 4.3.2 催化机理研究 |
| 4.3.3 催化剂重复利用试验 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 非均相芬顿体系处理实际焦化废水研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 传统芬顿法处理实际焦化废水研究 |
| 5.2.1 焦化废水水质特点 |
| 5.2.2 传统芬顿法处理苯酚 |
| 5.2.3 单因素试验 |
| 5.2.4 响应面分析法优化处理条件 |
| 5.3 γ-Cu-Ce-Al_2O_3非均相芬顿法处理实际焦化废水研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（5）负载型纳米铁材料的合成及其对焦化废水降解机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 焦化废水概述 |
| 1.1.1 焦化废水的处理现状 |
| 1.2 纳米零价铁环境修复 |
| 1.2.1 纳米零价铁构建非均相类Fenton体系 |
| 1.2.2 纳米零价铁对污染物的降解机理 |
| 1.3 纳米零价铁的改性 |
| 1.3.1 纳米零价铁表面修饰及改性 |
| 1.3.2 膨润土负载纳米铁 |
| 1.4 研究目的、意义和主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 材料活性检测实验 |
| 2.2.2 污染溶液中化学需氧量降低实验 |
| 2.2.3 氰化物的降解实验 |
| 2.2.4 焦化废水中化学需氧量和氰化物的降解试验 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.3.2 紫外分光光度计分析 |
| 2.3.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱(FT-IR)分析 |
| 2.3.5 气质联用色谱仪(GC-MS) |
| 2.4 技术路线 |
| 第三章 材料的制备及表征 |
| 3.1 材料的制备与表征 |
| 3.2 B-nZVI对 MO降解性能的研究 |
| 3.2.1 材料对MO脱色的影响 |
| 3.2.2 负载量对MO脱色的影响 |
| 3.2.3 初始p H对MO脱色的影响 |
| 3.2.4 材料加入量对降解效率的影响 |
| 3.2.5 温度对降解效率的影响 |
| 3.2.6 MO初始溶度对降解效率的影响 |
| 3.2.7 循环实验 |
| 3.3 实验分析与结果 |
| 3.3.1 SEM分析 |
| 3.3.2 比表面积表征结果分析 |
| 3.3.3 X射线衍射表征 |
| 3.3.4 傅里叶红外光谱表征 |
| 3.3.5 紫外光谱分析 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.4.1 平衡等温方程 |
| 3.4.2 吸附动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 B-nZVI对溶液中COD降解的影响 |
| 4.1 溶液COD降解实验结果分析 |
| 4.1.1 浓度对COD降解率的影响 |
| 4.1.2 初始p H对COD降解率的影响 |
| 4.1.3 温度对COD降解率的影响 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 表征分析 |
| 4.2.2 平衡等温方程 |
| 4.2.3 吸附动力学 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 B-nZVI对溶液中氰化物降解的影响 |
| 5.1 氰化物降解试验结果分析 |
| 5.1.1 初始浓度的影响 |
| 5.1.2 材料加入量的影响 |
| 5.1.3 温度对去除率的影响 |
| 5.1.4 初始p H对降解率的影响 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 材料的表征 |
| 5.2.2 平衡等温方程 |
| 5.2.3 吸附动力学 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 B-nZVI对焦化废水催化降解的研究 |
| 6.1 实验条件 |
| 6.1.1 焦化废水指标 |
| 6.1.2 实验条件 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（6）TiO2膜曝气电极结构特征对电—多相臭氧催化工艺中羟基自由基产量的影响机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 水体新兴微污染物 |
| 1.1.1 新兴污染物简介 |
| 1.1.2 新兴污染物的危害 |
| 1.1.3 新兴污染物的处理方法 |
| 1.2 高级氧化工艺 |
| 1.2.1 臭氧催化氧化工艺 |
| 1.2.2 电化学高级氧化工艺 |
| 1.2.3 电-臭氧催化工艺 |
| 1.3 电-多相臭氧催化工艺 |
| 1.4 TiO_2催化材料 |
| 1.4.1 TiO_2的晶体结构与基本性质 |
| 1.4.2 TiO_2对O_3催化的特性研究 |
| 1.4.3 焦化废水深度处理研究 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 试验方案 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验仪器 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 试验分析方法 |
| 2.3.1 对氯苯甲酸(p-CBA)浓度的测定 |
| 2.3.2 水中H_2O_2浓度的测定 |
| 2.3.3 水溶液中臭氧浓度的测定 |
| 2.3.4 总有机碳测定 |
| 2.3.5 COD 测定 |
| 2.3.6 三维荧光光谱分析 |
| 2.3.7 O_3在 TiO_2表面的结合能模拟计算 |
| 2.4 TiO_(2-NF)膜电极的制备与表征 |
| 2.4.1 TiO_(2-NF)膜曝气电极的制备 |
| 2.4.2 TiO_(2-NF)膜曝气电极的表征 |
| 第3章 TiO_(2-NF)膜电极表面形态表征结果 |
| 3.1 X 射线衍射(XRD)分析测定结果 |
| 3.2 X 射线光电子能谱(XPS)分析测定结果 |
| 3.3 扫描电子显微镜(SEM)分析测定结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 煅烧温度对TiO_(2-NF)催化性能影响及机理分析 |
| 4.1 不同煅烧温度下TiO_(2-NF)对 E-catazone工艺去除p-CBA的效果分析 |
| 4.2 .煅烧温度对TiO_(2-NF)催化效果的机理探究 |
| 4.2.1 不同煅烧温度下TiO_(2-NF)的 H_2O_2 产量的比较 |
| 4.2.2 不同煅烧温度下TiO_(2-NF)对水溶液中O_3浓度的影响 |
| 4.2.3 电化学促进TiO_(2-NF)催化O_3 的活性位点分析 |
| 4.2.4 不同煅烧温度下TiO_(2-NF)对 E-catazone工艺中羟基自由基暴露量的对比研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 TiO_(2-NF)膜电极对焦化废水降解效果对比研究 |
| 5.1 不同工艺处理焦化废水的效果研究 |
| 5.1.1 O_3/TiO_(2-NF)工艺深度处理焦化废水 |
| 5.1.2 O_3/TiO_(2-NF)/H_2O_2 工艺深度处理焦化废水 |
| 5.1.3 电-多相臭氧催化氧化工艺深度处理焦化 |
| 5.2 不同工艺处理焦化废水的对比研究 |
| 5.3 焦化废水三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士/博士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究（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 焦化废水水质特点及危害 |
| 1.3 焦化废水处理技术 |
| 1.3.1 预处理 |
| 1.3.2 生物处理 |
| 1.3.3 深度处理 |
| 1.4 电极材料 |
| 1.4.1 贵金属电极 |
| 1.4.2 混合金属氧化物电极 |
| 1.4.3 PbO_2电极 |
| 1.5 研究意义及主要工作 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 电极测试方法 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.3.2 加速寿命测试(ALT) |
| 2.3.3 线性扫描伏安测试(LSV) |
| 2.3.4 循环伏安测试(CV) |
| 2.3.5 交流阻抗测试(EIS) |
| 2.3.6 电子顺磁共振(EPR) |
| 2.3.7 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.3.8 紫外-可见分光光度法 |
| 第三章 ESIXPb-I电极电氧化降解焦化废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 Ti/PbO_2电极的制备 |
| 3.2.2 ESIXPb-I电极制备 |
| 3.2.3 ESIXPb-I电极和Ti/PbO_2电极的电化学性能测试 |
| 3.2.4 ESIXPb-I电极的电催化性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的XRD分析 |
| 3.3.2 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的析氧电位分析 |
| 3.3.3 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的粗糙度分析 |
| 3.3.4 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的交流阻抗分析 |
| 3.3.5 ESIXPb-I和 Ti/PbO_2电极的加速寿命分析 |
| 3.3.6 ESIXPb-I电极的电催化性能及动力学分析 |
| 3.3.7 焦化废水中氨氮的降解机理 |
| 3.3.8 焦化废水中COD的降解机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 ESIXPb-I电极电氧化降解焦化含酚废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 模拟含酚废水 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同电流密度的影响 |
| 4.3.2 不同电解液浓度的影响 |
| 4.3.3 不同苯酚初始浓度的影响 |
| 4.3.4 ESIXPb-I电极与Ti/PbO_2电极电催化性能对比 |
| 4.3.5 苯酚氧化过程的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究内容与技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 煤化工废水中有机污染物处理方法 |
| 2.2 碳点光催化研究进展 |
| 2.3 石墨相氮化碳光催化研究进展 |
| 2.4 异相光Fenton催化研究进展 |
| 3 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂合成及表征 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 光催化降解煤化工废水中典型有机污染物 |
| 4.1 溶液标准曲线绘制 |
| 4.2 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂降解苯酚性能研究 |
| 4.3 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂降解吲哚性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 光催化机理和催化剂稳定性研究 |
| 5.1 催化机理 |
| 5.2 NCDs/Fe_2O_3/g-C_3N_4 催化剂稳定性 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）光电催化耦合燃料电池高效处理焦化废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 废水污染及研究现状 |
| 1.1.1 焦化废水来源 |
| 1.1.2 焦化废水的特点和危害 |
| 1.1.3 焦化废水处理技术 |
| 1.2 微生物燃料电池 |
| 1.2.1 微生物燃料电池的基本原理和影响因素 |
| 1.2.2 微生物燃料电池的水处理应用 |
| 1.2.3 现存问题 |
| 1.3 光催化燃料电池 |
| 1.3.1 光催化研究背景及原理 |
| 1.3.2 光催化剂的改进研究 |
| 1.3.3 光催化燃料电池 |
| 1.4 过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.4.1 过硫酸盐氧化技术简介 |
| 1.4.2 过硫酸盐的活化技术 |
| 1.5 集成技术 |
| 1.5.1 光催化耦合微生物燃料电池技术 |
| 1.5.2 过硫酸盐耦合光催化燃料电池技术 |
| 1.6 研究意义与内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容和技术路线 |
| 2 ZnIn_2S_4/BiVO_4 的制备及性能表征 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.2 ZnIn_2S_4/BiVO_4 纳米材料的制备 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.2 扫描电子显微镜(SEM)和透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.2.3 循环伏安特性(CV)曲线分析 |
| 2.2.4 紫外-可见吸收光谱(UV-Vis)分析 |
| 2.2.5 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 催化剂和反应体系研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 催化剂和光催化电极的制备 |
| 3.2.2 罗丹明B的降解实验 |
| 3.2.3 焦化废水的处理实验 |
| 3.3 MoS_2/ZnIn_2S_4 催化剂研究 |
| 3.3.1 单电极PFC体系中不同掺杂比例的MoS2/ZnIn_2S_4 的降解 |
| 3.3.2 双电极PFC体系中不同掺杂比例的MoS2/ZnIn_2S_4 的降解 |
| 3.4 ZnIn_2S_4/BiVO_4 催化剂研究 |
| 3.4.1 掺杂比例优化 |
| 3.4.2 PFC中硫酸钠浓度对降解效果的影响 |
| 3.5 ZnIn_2S_4/BiVO_4(3:5)的PFC体系处理焦化废水研究 |
| 3.5.1 单催化电极PFC体系处理预处理后焦化废水 |
| 3.5.2 单催化电极PFC体系处理未预处理的焦化废水 |
| 3.5.3 双电极PFC体系处理未预处理的焦化废水 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 MFC-PFC体系中处理焦化废水 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验装置及方法 |
| 4.3 MFC体系中不同水力停留时间对焦化废水处理情况的影响 |
| 4.3.1 水力停留时间为6小时MFC的处理效果 |
| 4.3.2 水力停留时间为12小时MFC的处理效果 |
| 4.3.3 水力停留时间为20小时MFC的处理效果 |
| 4.4 PFC体系中对焦化废水处理情况影响因素的研究 |
| 4.4.1 不同pH条件下对焦化废水的处理 |
| 4.4.2 不同PS条件下对焦化废水的处理 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（10）石墨毡材料改性及其非均相电芬顿降解焦化废水性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 焦化废水概述 |
| 1.2.1 焦化废水来源及危害 |
| 1.2.2 焦化废水处理方法 |
| 1.3 电芬顿技术概述 |
| 1.3.1 电芬顿技术的原理及研究进展 |
| 1.3.2 电芬顿体系阴极材料的研究进展 |
| 1.4 本课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 本课题的研究意义 |
| 1.4.2 本课题的研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验焦化废水水质 |
| 2.4 催化剂的制备、表征及性能分析 |
| 2.4.1 碳载体的预处理 |
| 2.4.2 催化剂的表征方法 |
| 2.4.3 电催化性能测试 |
| 2.4.4 电芬顿反应装置 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 H_2O_2浓度的测定 |
| 2.5.2 化学需氧量(COD)的测定 |
| 第三章 铁镍钴氢氧化物催化剂的合成及其性能测试 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 FeNi-OH/GF制备及其性能研究 |
| 3.2.1 FeNi-OH/GF催化剂的制备 |
| 3.2.2 FeNi-OH/GF催化剂的表征结果 |
| 3.2.3 FeNi-OH/GF催化剂的电化学测试 |
| 3.2.4 FeNi-OH/GF催化剂的降解效果 |
| 3.3 Co-FeNi-OH/GF制备及其性能研究 |
| 3.3.1 Co-FeNi-OH/GF催化剂的制备 |
| 3.3.2 Co-FeNi-OH/GF催化剂的表征结果 |
| 3.3.3 Co-FeNi-OH/GF催化剂的电化学测试 |
| 3.3.4 FeNi Co-OH/GF催化剂的降解效果 |
| 3.4 Co-FeNi-OH/GF疏水化处理 |
| 3.4.1 Co-FeNi-OH/GF疏水化处理 |
| 3.4.2 FeNi Co-OH/GF疏水化的表征结果 |
| 3.4.3 FeNi Co-OH/GF疏水化降解效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 10%Co-Fe_4Ni_1-OH/GF-PTFE催化剂高效降解焦化废水研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 操作电压对焦化废水COD降解的影响 |
| 4.2.2 液体流量对焦化废水COD的影响 |
| 4.2.3 气体流量对焦化废水COD的影响 |
| 4.2.4 催化剂稳定性测试 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、对降解焦化废水中氨氮的研究（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]苍白杆菌强化处理垃圾渗滤液效果研究[D]. 韩亚龙. 兰州理工大学, 2021(01)
- [3]反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究[D]. 高艳娟. 太原理工大学, 2020(01)
- [4]Fenton法深度处理焦化废水的试验研究[D]. 柏苏北. 大连海事大学, 2020(01)
- [5]负载型纳米铁材料的合成及其对焦化废水降解机理研究[D]. 王勃. 湖南工业大学, 2021(02)
- [6]TiO2膜曝气电极结构特征对电—多相臭氧催化工艺中羟基自由基产量的影响机制研究[D]. 李燕楠. 北京交通大学, 2020(03)
- [7]改性二氧化铅电极电氧化降解焦化废水的研究[D]. 伏吉帅. 太原理工大学, 2020
- [8]异相光芬顿催化剂NCDs/Fe2O3/g-C3N4制备及降解煤化工废水典型污染物研究[D]. 葛福想. 中国矿业大学, 2020
- [9]光电催化耦合燃料电池高效处理焦化废水研究[D]. 李姝琪. 大连理工大学, 2020(02)
- [10]石墨毡材料改性及其非均相电芬顿降解焦化废水性能研究[D]. 张凯. 太原理工大学, 2020(07)
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