一、去除焦化废水中COD、NH_3-N的生物处理技术（论文文献综述）
张亚雷[1]（2021）在《催化燃料电池反应器梯级处理化工废水》文中研究指明进入21世纪后,随着工业化进程的加快,化工行业发展迅速,产生的工业废水越来越多。化工废水的毒性较大,且污染物成分复杂,较难于处理。其污染排放会对生态环境、人类健康产生威胁。在尝试解决日益突出的环境污染问题和能源短缺问题时,要克服传统废水处理技术耗能高,无法满足社会可持续发展的新要求的问题。新型催化燃料电池能够利用微生物新陈代谢或利用光能与微生物燃料电池相结合等方法,将废水中污染物的化学能转化为电能,同时实现降解污染物和产电的回收。但传统的燃料电池产电较低,通过对电极的改性增强新型燃料电池的产电性能和降解污染物的性能具有重大的现实意义。本研究采用颗粒活性炭构建催化阴极微生物燃料电池（Microbial fuel cell,MFC）处理系统。通过控制不同的水力停留时间,实现化工废水（焦化废水和园区混合废水）污染物的降解,降低化工废水处理成本并进行产电。活性炭（Granular activated carbon,GAC）阴极MFC,水力停留时间为18 h,焦化废水进水化学需氧量（COD）、氨氮（NH4+-N）和总氮（TN）含量分别为2375.33 mg/L、45.84 mg/L和168.93 mg/L,经过两级的GAC阴极MFC梯级处理,出水COD、NH4+-N和TN含量分别为41.00 mg/L、2.56 mg/L和9.36 mg/L,去除率分别为98.27%、94.42%和94.46%。园区混合废水进水COD、NH4+-N和TN含量分别为4935 mg/L、106.2 mg/L和217.18 mg/L,经过两级的GAC阴极MFC梯级处理,出水COD、NH4+-N和TN含量分别为138.40 mg/L、5.75 mg/L和17.73 mg/L,去除率分别为97.20%、94.59%和91.83%。改性催化阴极（Fe/g-C3N4@GAC阴极）MFC,经过14 h的水力停留时间,经过两级的Fe/g-C3N4@GAC阴极MFC梯级处理,焦化废水的出水COD、NH4+-N和TN含量分别为43.74 mg/L、4.00 mg/L和9.86 mg/L,去除率分别为98.16%、91.27%和94.16%。经过两级的Fe/g-C3N4@GAC阴极MFC梯级处理,园区混合废水的出水COD、NH4+-N和TN含量分别为93.61 mg/L、8.65 mg/L和15.10 mg/L,去除率分别为98.10%、91.86%和93.05%。对催化阴极进行了SEM、TEM、CV等表征。结果表明,Fe/g-C3N4@GAC阴极提高了MFC产电效率和处理效率。微生物分析表明,催化燃料电池中生物作用和阴极催化作用在废水处理中发生了很好的耦合。
李曦[2]（2021）在《高熵分子筛催化剂超临界催化氧化焦化废水的应用研究》文中研究说明焦化废水是一种有难降解、有毒有害的工业废水,普通的处理方式很难将其完全降解,达到排放要求。焦化废水排放到环境中会对水体生物以及人类健康造成危害,随着国家对环保的要求愈趋严格,开发出一种高效绿色的工艺以处理高浓度焦化废水愈加显得重要。超临界水催化氧化技术（CSCWO）,作为高浓度有机废水的最优处理方式之一,对焦化废水有着很好的去除效果,但超临界苛刻的反应条件对该技术有很大的限制。高效稳定的催化剂,可提高催化效果,降低反应条件、减少反应时间,对CSCWO技术的工业推广具有非凡的意义。本文在综述了CSCWO技术的现状及催化机理的基础上,制备了一种用于超临界高效催化降解焦化废水的催化剂,并以武汉某石化厂焦化废水为研究对象对催化剂的特性进行了全面的研究,其主要结论如下:（1）催化剂以硅铝分子筛作为载体。使用稀土元素Yb改性分子筛,对载体的稳定性具有最好促进作用。采用浸渍烧结法,将V、W、Ti在800℃条件下焙烧6h,使之固定在分子筛载体上,制备成催化剂。以制备成的催化剂在超临界条件下降解焦化废水,以催化剂失重率为研究对象,分析催化剂活性组分的最佳占比,试验得出活性元素对应试剂质量分数V=3.82%,W=1.00%,Ti=6.25%时催化剂的失重率最低。（2）分析了催化剂在降解焦化废水时,温度、压力、反应时间、过氧比对COD以及NH3-N去除率的影响。结合响应面优化法,建立回归模型。分析各因素的交互作用,得出催化剂超临界催化降解焦化废水时,对COD以及NH3-N去除率影响顺序相同,依次为温度T>反应时间t>EO>压强P;并得出催化剂对COD最优去除率的反应条件是温度448.16℃,压力为24.19MPa,时间为16.19s,过氧比为2.45,此时去除率为99.97%。NH3-N最优去除率的反应条件是温度436.21℃,压力为29.38MPa,时间为1.99s,过氧比为3.34,此时去除率为98.74%。（3）在超临界环境中催化降解焦化废水,回归分析得知:焦化废水未添加催化剂条件下活化能97.56 k J/mol,加入催化剂后反应活化能明显降低为23.89 k J/mol,并计算出反应动力学方程:（?）（4）利用密度泛函理论的模拟软件Material studio分析了特征污染物苯酚、吲哚的量子力学参数,推测催化剂降解焦化废水特征污染物的反应过程。（5）比较高熵分子筛催化剂在超临界催化焦化废水反应中活性组分的溶出率,结合催化剂反应前后孔隙度的变化,评估催化剂在工业应用中的价值。
陈德林[3]（2021）在《催化臭氧-絮凝联用深度处理焦化废水生化尾水的研究》文中提出焦化废水经过生物处理后,残留的化学需氧量往往在100 mg/L～300 mg/L之间,不能达标排放。面对愈加严格的焦化行业污染物排放标准,必须寻求高效、彻底、经济的深度处理工艺解决焦化废水生化尾水无法达标排放问题。本研究首先采用自主设计的分体式流化床反应器结合催化臭氧-絮凝联用工艺,考察了催化剂用量、臭氧投加量、废水初始p H和絮凝剂投加量对联用工艺处理效果的影响,并且在最佳工艺条件下探究催化臭氧-絮凝联用工艺处理实际废水的效果。结果显示,在30%体积比的催化剂投加量、3 L/min的臭氧流量以及700 ppm的絮凝剂投加量的最优条件下,出水各项指标分别为:COD为33.1 mg/L,去除率为83.7%;TOC为30.9 mg/L,去除率为72.3%;NH3-N为9.5 mg/L,去除率为70.1%;TN为45.1 mg/L,去除率为16.2%;TP为0.015 mg/L,去除率为99.6%。除总氮外,其它各项指标均已低于《GB16171-2012炼焦化学工业污染物排放标准》中新建企业水污染物直接排放浓度限值。通过紫外-可见光吸收光谱、三维荧光光谱和电喷雾傅里叶变换离子回旋共振质谱对联用工艺处理过程中各阶段水样DOM进行表征。结果表明,焦化废水生化尾水中存在单环芳香族化合物、多环芳烃以及杂环化合物,荧光有机物组分为色氨酸蛋白类物质、微生物代谢类物质、类富里酸物质和类腐殖质物质。木质素或含羧基的脂肪族类和芳香烃类物质是原水DOM中的主要的生物化学组分,两类组分占比92.8%,CHOS类物质在各个阶段废水中有较高的占比。经过联用工艺处理后,废水中大分子物质被转化降解为小分子物质,废水的芳香度显着减小,腐殖化程度逐渐降低。CHO和CHOS类物质在处理过程中具有较高的留存率。通过超滤法以及更为直观的Van Krevelen图和KMD图深入到分子层面,对联用工艺处理过程中废水DOM的元素组成、分子结构和去除转化规律进行更为详细的分析。结果表明,催化臭氧化过程主要去除含羧基基团数量较少、氧化程度较低的木质素或含羧基的脂肪族类和芳香烃类物质,保留和生成含羧基基团数量较高、氧化程度较高的脂类、脂肪族或蛋白类、木质素或含羧基的脂肪族类、芳香烃类以及单宁酸类物质。絮凝过程更容易去除含羧基基团数量较高、氧化程度较高木质素或含羧基的脂肪族类、芳香烃类和单宁酸类物质,保留和生成含羧基基团数量较少、氧化程度较低的脂类、脂肪族或蛋白类、木质素或含羧基的脂肪族类和芳香烃类物质。催化臭氧化工艺与絮凝工艺在去除物质组分方面实现互补,二者的联用实现了焦化废水生化尾水DOM的有效去除。
韩亚龙[4]（2021）在《苍白杆菌强化处理垃圾渗滤液效果研究》文中进行了进一步梳理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[5]（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》文中进行了进一步梳理含氮杂环化合物（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。
华佳[6]（2020）在《过一硫酸氢盐高级氧化技术深度处理焦化废水的研究》文中指出焦化废水是一种典型的含有酚类化合物、杂环化合物、多环芳烃、氨氮、硫化物、氰化物的难降解有机废水,可生化性较差。焦化废水一般采用A/O和A2/O等工艺处理,经过生化处理后的焦化废水的色度和COD等很难满足《炼焦化学工业污染物排放标准》（GBl6171-2012）,生化出水中仍残留有大量的毒性大、难降解的有机污染物,直接回用或排放会对环境造成不利影响,也会对人体健康造成极大地威胁。因此,有必要寻求经济有效的深度处理技术。本文分别采用UV活化过一硫酸氢盐氧化法（UV/PMS）、Fe3O4活化过一硫酸氢盐氧化法（Fe3O4/PMS）以及碱活化过一硫酸氢盐氧化法耦合序批式生物膜反应器工艺（碱/PMS+SBBR）三种技术深度处理焦化废水。考察了UV/PMS体系、Fe3O4/PMS体系和碱/PMS体系中不同影响因素对深度处理焦化废水效果的影响以及利用三维荧光光谱与GC/MS分析焦化废水生化出水处理前后有机物组分的变化。此外,在Fe3O4/PMS体系中对使用前后的Fe3O4材料进行了表征并探究了其重复利用性能。本研究具体研究内容和结论如下:（1）采用UV/PMS体系深度处理焦化废水,考察了p H、PMS浓度、紫外灯光强度和温度等对焦化废水生化出水处理效果的影响。UV/PMS体系处理焦化废水生化出水的最佳实验条件为:PMS浓度11 mmol/L、紫外灯光强度9.94 mw/cm2、初始p H值为3、温度25℃、反应时间60 min,在此条件下,TOC、色度和UV254的去除率分别为65.7%、99.5%和93.9%。UV/H2O2、UV/PS和UV/PMS三种体系均能处理焦化废水生化出水,处理效果排序为:UV/PMS>UV/PS>UV/H2O2;焦化废水生化出水的三维荧光分析表明:经UV/PMS体系处理后,焦化废水生化出水中的类腐殖酸物质和类富里酸物质被完全去除,芳香蛋白类物质被部分去除。（2）采用Fe3O4/PMS体系深度处理焦化废水,考察了PMS浓度、Fe3O4投加量、p H和温度等对焦化废水生化出水处理效果的影响。Fe3O4/PMS体系处理焦化废水生化出水的最佳实验条件为:Fe3O4投加量3 g/L、PMS浓度7 mmol/L、p H为7、温度30℃、反应120 min,在此条件下色度、UV254和COD的去除率分别为97.4%、81.9%和64.6%。Fe3O4/H2O2和Fe3O4/PS体系的氧化能力明显低于Fe3O4/PMS体系。随着Fe3O4重复利用次数的增加,COD的去除率逐渐降低;在Fe3O4使用5次后COD的去除率仅能达到31.7%;Fe3O4活化的机理是表面的Fe2+能够激活PMS产生SO4·-和?OH,在反应后Fe2+转化为Fe3+;焦化废水生化出水的三维荧光光谱和GC/MS分析表明:Fe3O4/PMS体系能有效去除废水中的有机物,对类腐殖酸和类富里酸物质的去除尤为有效。经Fe3O4/PMS体系处理后,废水中的大部分长链有机物被断链或开环。（3）采用碱/PMS体系深度处理焦化废水,考察了PMS浓度、p H、碱的种类和温度等对焦化废水生化出水处理效果的影响。碱/PMS体系处理焦化废水生化出水的最佳实验条件为:PMS浓度7 mmol/L、p H为10、温度30℃、Na OH作为活化剂、反应4 h,在此条件下色度、UV254和COD的去除率分别为96.1%、71.4%和45.9%;碱/PMS体系处理焦化废水的效果要明显优于碱/H2O2和碱/PS两种体系;废水经碱/PMS体系处理后可生化性提高。探究了SBBR工艺处理碱/PMS体系出水的效果,结果表明:SBBR采用瞬时进水、瞬时排水,在温度为20℃～25℃、聚氨酯填料填充比为44%、运行周期8 h、曝气4 h、沉淀1 h、闲置3 h、换水比为1:3的条件下,对碱/PMS体系出水中COD、BOD5和NH3-N的平均去除率分别为44.2%、50.0%和52.2%。碱/PMS+SBBR工艺深度处理焦化废水的结果表明:色度、UV254和NH3-N的平均去除率分别为96.1%、81.5%和58.6%,COD平均去除率为66.7%,COD由原水的165 mg/L降到SBBR出水的55 mg/L。焦化废水生化出水处理前后的三维荧光和GC/MS分析表明:碱/PMS体系能去除焦化废水生化出水中的大部分芳香蛋白类物质、类腐殖酸物质和类富里酸物质,大多数长链的大分子物质均被降解。经碱/PMS体系处理后的出水经过SBBR工艺处理后,碱/PMS体系残留的类腐殖酸物质被完全去除,芳香蛋白类物质被部分去除。
侯子泷[7]（2020）在《分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究》文中研究指明焦化废水是一种典型的高COD,高氨氮,难降解的工业废水,主要含有高浓度苯酚及大量吡啶,喹啉,吲哚等含氮杂环有机化合物。难降解有机物和氮高效去除是焦化废水生化出水达标的难点和关键。传统单点进水、一段式缺氧/好氧（A/O）活性污泥法很难实现难降解有机物和氮高效去除目标,为此本研究提出了一种分段进水A/O复合式曝气生物滤池新工艺（Step-feed Multiple Hybrid Anoxic/Oxic Biological Aerated Filter,SMHA/OBAF）。分段进水方式保证了有机物负荷在各段合理分配和碳源均衡利用,将多级A/O和曝气生物滤池有机结合,利用BAF中间曝气自然分隔形成缺氧区和好氧区,使有机物在缺氧区为反硝化细菌提供碳源,剩余的有机物在好氧区中被进一步地去除,交替多段A/O保证了高效硝化和反硝化,从而实现对焦化废水中难降解有机物和氮的同步去除。本研究采用三段式的SMHA/OBAF小试系统处理模拟焦化废水,以苯酚作为主要底物,同时添加不同浓度和比例的吡啶,喹啉和吲哚以反映实际焦化废水水质特性,重点研究在长期运行和不同进水条件下,考察系统及工艺各段对COD、苯酚、含氮杂环和TN的去除特性,研究各段出水光谱学特征,并对原水和出水的有机组分进行了鉴定分析;分析工艺各段微生物群落多样性和群落结构组成,重点分析了关键菌群功能特性,明确各段对COD和总氮的贡献程度,最后对系统COD和TN去除动力学进行了分析。研究成果将为SMHA/OBAF工艺高效处理实际焦化废水中难降解有机污染物和氮提供理论基础和技术参数。本研究的主要结论如下:（1）考察了不同运行条件下系统对COD,苯酚,吡啶,喹啉和吲哚的去除效能,结果表明:延长HRT至48h,并逐步提高进水COD负荷和氨氮负荷至1.993 kg/m3d（410mg/L）和0.072 kg/m3d（150mg/L）,COD,苯酚,吡啶,喹啉和吲哚去除率均高达99.9%,去除效果最佳。有机物去除贡献表明:大部分的苯酚和吲哚主要在缺氧区被降解利用;而吡啶和喹啉在A2和A3区的去除贡献率为（21.66%,32.58%）和（22.79%,25.89%）,高于相应的好氧区。（2）对各段出水进行了光谱学分析,紫外-可见光谱表明:系统处理后的出水芳香性、分子量及聚合度明显下降。红外光谱分析表明:A1中产生了大量带有C=C和C=O双键的酰胺类有机物,少量带有C-O的多糖及醇类物质,以及苯酚的中间产物等。从缺氧区到好氧区,吸收峰的强度和数量呈现不同程度的下降。三维荧光光谱表明:缺氧区存在大量的芳香蛋白,可溶性微生物副产物和海洋类腐殖酸等物质,经好氧处理后仅剩少量的芳香蛋白类有机物并伴随荧光强度的明显下降。气相色谱-质谱联用分析表明:原水中的四种有机物经系统处理后,出水仅存在着少量的苯酚及一些小分子醇类,烷烃烯烃,苯系物,酮类,酯类等有机物。（3）探讨了不同因素对系统脱氮性能的影响,通过水质参数和运行参数的调整实现了TN去除能力的提高。研究表明:提高HRT,TN去除率会随着进水COD和氨氮负荷的提高略有提升;而降低COD负荷并提高进水PH可以显着强化脱氮性能,TN去除率由69.3%提高到98%。沿程三氮分析表明:O2和O3中存在高强度的同步硝化反硝化（SND）作用。A3区对TN去除贡献率最高,为25.9%,其次为O2（24.4%）和O3区（19.2%）。（4）高通量测序发现进水COD负荷和有机组成是影响微生物群落丰度和多样性的主要原因。在属水平上,A1,A2的优势菌属为甲烷丝菌属（Methanothrix）,而A3的优势菌属为芽殖杆菌属（Gemmobacter）。系统中含有大量的苯酚降解菌,杂环降解菌,产甲烷菌,产酸菌和反硝化菌等多种功能菌。O1,O2和O3的优势菌分别为Ferruginibacter（2.78%）,Dokdonella（8.39%）和芽殖杆菌属（20.18%）。亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）是主要的AOB,在各段占比分别为0.39%,0.32%和0.05%。而NOB基本没有检测,表明系统以发生短程硝化为主。大量的异养硝化-好氧反硝化细菌被发现,在各段的占比分别为4.53%,3.59%和2.99%。此外,厌氧氨氧化菌Candidatus Kuenenia在三个好氧区也被检测到,功能微生物的比例分配表明:A1区以有机物酸化和产甲烷为主,A2区以产甲烷功能为主,并带有反硝化功能和有机物降解作用,A3区以反硝化脱氮为主。O1和O2区以异养硝化-好氧反硝化及短程硝化-厌氧氨氧化作用为主,而O3区以异养硝化-好氧反硝化作用为主。（5）生化动力学研究表明,一阶基质去除模型和莫诺接触氧化模型均不适用于系统对COD和TN去除,而改进的Stover-Kincannon模型可以很好地描述系统对COD（R2=0.9997）和TN（R2=0.9935）去除,可作为SMHA/OBAF工艺生化动力学描述。
周子琦[8]（2020）在《利用还原态粘土矿物去除焦化废水尾水中化学需氧量的研究》文中研究说明焦化废水是煤气净化和化工产品回收过程中产生的废水,其中含有多种有机及无机污染物。大部分污染物性质稳定且具有致癌、致畸、致突变的“三致效应”,对微生物有明显毒害、抑制作用,生物降解难度大。即使是在焦化废水厂中经过生化处理后的焦化废水尾水仍存在化学需氧量（COD）等指标不能达标排放的问题,对环境及人类健康危害性大,因此如何通过深度处理实现焦化废水尾水的达标排放一直是废水处理关注的焦点。含铁粘土矿物在自然界分布广泛,是构成各类土壤和沉积物的主要矿物成分。一方面,这些细粒矿物凭借其较大的比表面积及良好的吸附性在环境修复中得到了广泛应用。另一方面,含铁粘土矿物能够作为类芬顿反应的催化剂,一旦暴露在空气中,许多还原态含铁粘土矿物能够产生活性氧,从而氧化降解有机污染物。本研究提出了一种利用还原态粘土矿物绿脱石（rNAu-2）去除生化处理后的焦化废水尾水COD的方法,实验发现pH 6.5有磷酸盐缓冲液的条件最有利于rNAu-2产生·OH,其对焦化废水尾水COD的去除效果最明显（从199.10±0.90mg/几下降到80.4±1.97 mg/L）。rNAu-2中结构Fe（Ⅱ）的氧化量与废水COD的去除量呈显着正相关。是否有氧气是还原态粘土矿物rNAu-2能够去除焦化废水COD的决定因素。未还原粘土矿物NAu-2对废水COD的去除主要是靠粘土矿物本身的吸附作用,是否有氧气对其无影响。有氧条件下,rNAu-2中结构Fe（Ⅱ）与氧气发生氧化反应,产生中间产物·OH,·OH能够氧化降解废水中还原态的溶解有机质（DOM）,从而去除废水COD。重新氧化后的rNAu-2对焦化废水尾水中COD无明显吸附。为探究rNAu-2对焦化废水COD的去除机理,利用FT-ICR-MS分析了焦化废水DOM的分子组分。结果显示rNAu-2处理后的废水中新生成的DOM较原始废水中被降解的DOM有更高的O/C比,且废水中含有更多O原子的分子占比有所增加,由此表明还原态粘土矿物rNAu-2处理过程其实是一个氧化过程。EEM荧光光谱分析结果显示,在矿物处理过程中废水中所有类DOM均被显着去除。其中类蛋白类物质去除率最大,最容易被·OH氧化降解。类腐殖酸类物质对·OH抗性最强,去除率最低。粘土矿物绿脱石（NAu-2）中结构Fe的氧化还原过程具有可循环性。含铁粘土矿物绿脱石能够作为循环处理材料来处理焦化废水,三次氧化循环中均表现出稳定的COD去除率。
曾忠强[9]（2020）在《基于脉管载体的新型中空管式白腐真菌反应器构建与连续运行》文中进行了进一步梳理课题组前期基于发明的脉管载体和白腐真菌蒸笼反应器,成功实现了白腐真菌反应器对垃圾渗滤液和焦化废水的长期连续处理,但构建于脉管载体的Phanerochaete chrysosporium好氧丝状生物膜存在因气泡和废水流动而易撕裂和脱落的问题。针对此问题,论文首先对脉管载体进行改进并构建P.chrysosporium好氧丝状生物膜,继而发明并搭建中空管式白腐真菌反应器,进一步以批次运行的方式处理垃圾渗滤液并对P.chrysosporium好氧丝状生物膜的稳定性进行考察,具体试验结果如下:1)实现中空管式白腐真菌反应器的长期连续运行。在非灭菌条件下,以批次运行的方式完成了P.chrysosporium好氧丝状生物膜在中空管式白腐真菌反应器中401 d（18个批次）的连续生长和其对木质素过氧化物酶（Li P）的连续合成,并且酶活性维持在33～199 U/L;在18个批次中,P.chrysosporium好氧丝状生物膜对NH3-N和COD降解率分别达到83～97%（从2 969 mg/L降低至80～511mg/L）和56～74%（从6 545 mg/L降低至1 701～2 888 mg/L）以及0.09～2.35 g的污泥排量。2)提高了改进脉管载体上P.chrysosporium好氧丝状生物膜的稳定性。反应器运行至第60 d左右,垃圾渗滤液中的P.chrysosporium好氧丝状生物膜出现撕裂,随后部分撕裂的P.chrysosporium好氧丝状生物膜出现脱落,但大部分撕裂的P.chrysosporium好氧丝状生物膜在反应器运行18个批次（401 d）后都未脱落。此结果可归因于:（1）改进的脉管载体。它可实现好氧丝状生物膜从中空载体内部以及生物膜外部连续获取氧和基质,促进膜生长;（2）中空管式白腐真菌反应器。它能控制废水和气泡的流向,避免对膜的直接冲击,减少了曝气和废水流动对膜的损伤,提高膜的稳定性。以上结果表明:基于改进脉管载体构建的中空管式白腐真菌反应器能够实现P.chrysosporium好氧丝状生物膜的连续生长并提高其稳定性,这为后续白腐真菌在实际工程中的应用奠定基础。
刘洋[10]（2020）在《三维电化学耦合生物技术处理焦化废水》文中提出焦化废水是一类典型的工业废水,具有污染物浓度高、水质成分复杂、生物毒性强的特点。焦化废水中含有氨、苯酚、氰化物、硫氰酸盐、以及多种含氮、氧、硫的杂环化合物,如不能对其进行有效处理,将对生态环境和公众健康造成严重影响。传统生物处理技术通过微生物的新陈代谢作用将废水中的污染物转化分解,从而使废水得到有效净化。焦化废水毒性较大,对微生物的抑制作用明显,导致传统生物处理技术对这一类废水的处理效果不佳。混凝吸附等物理化学技术对焦化废水中难降解有机物虽有较好的吸附性能,但是大规模使用吸附剂会增加成本。同时产生的吸附沉淀物质含有高浓度有机物,不及时处理会导致二次污染。电催化氧化技术具有污染物去除效率高、无二次污染、易于实现自动化等优点,而三维电化学反应器（3DER）作为一种新型的电催化氧化法,比传统的二维电催化氧化过程传质性能更强,电流效率更高,因此在工业废水处理方面有独特的优势。本论文首先在实验室基础上建立了3DER与生物反应器的集成处理系统,对焦化废水进行深度处理。进而开展中试实验,探究不同工艺条件对焦化废水处理效果的影响,考察集成系统处理实际焦化废水的长期运行效果,优化处理系统的运行条件,主要研究内容和研究结果如下:（1）建立了3DER-三维生物电化学反应器（3DBER）-三维生物电化学反硝化反应器（3DBER-De）处理系统,对焦化废水进行深度处理。研究结果表明,在3DER的水力停留时间（HRT）为1 h,3DBER的HRT为20 h,3DBER-De的HRT为46.2 h条件下,系统对焦化废水中COD的去除率为73.1%,NH4+-N的去除率为91.7%,NO3--N的去除率为26.7%,总氮去除率为70.2%,可以实现对焦化废水中碳、氮污染物的同时去除。（2）建立了中试规模的3DER预处理装置,与厌氧-缺氧-好氧（A2O）生物处理系统耦合,以提高对焦化废水的处理效果。研究结果表明,3DER预处理提高了焦化废水的可生化性,促进了焦化废水在A2O系统中的降解。集成的3DER-A2O系统可以去除焦化废水中94.4%的COD和76.2%的总氮（TN）,能耗仅为0.22 k Wh/kg COD和4.69 k Wh/kg TN。经处理后的焦化废水生物毒性显着下降,对发光细菌的毒性抑制率从99%降低到12%。GC-MS检测结果表示,苯酚及其同族化合物、喹啉类等有机物是原废水中的主要有机化合物。经过整个系统的处理后,水中大部分杂环有机物已经被分解去除。3DER-A2O系统能够有效降解水中杂环类有机物。3DER与生物反应器的耦合系统在去除焦化废水中COD和TN方面均表现出了良好的处理效果,对焦化废水的处理效率比传统生物技术显着提高,能耗比电化学处理大幅下降。3DER与生物技术耦合系统处理焦化废水,通过优化系统运行条件,对现有生物工艺技术的更新,为焦化废水的深度处理提供一种新的解决方案。图[25]表[15]参[129]
二、去除焦化废水中COD、NH_3-N的生物处理技术（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、去除焦化废水中COD、NH_3-N的生物处理技术（论文提纲范文）
（1）催化燃料电池反应器梯级处理化工废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 典型化工废水治理方法及存在问题 |
| 1.1.1 精细化工废水 |
| 1.1.2 煤化工废水 |
| 1.1.3 有机化工废水 |
| 1.1.4 焦化废水来源及危害 |
| 1.1.5 焦化废水的水质特征 |
| 1.1.6 焦化废水的处理技术 |
| 1.1.7 化工废水排放标准 |
| 1.2 新型燃料电池处理技术 |
| 1.2.1 光催化燃料电池 |
| 1.2.2 光催化燃料电池原理 |
| 1.2.3 光催化燃料电池的优缺点 |
| 1.2.4 微生物燃料电池 |
| 1.2.5 微生物燃料电池原理 |
| 1.2.6 微生物燃料电池的优缺点 |
| 1.2.7 微生物燃料电池的应用 |
| 1.3 催化剂和催化电极的发展 |
| 1.3.1 g-C_3N_4的合成和性质 |
| 1.3.2 g-C_3N_4的元素惨杂 |
| 1.3.3 g-C_3N_4的贵金属掺杂 |
| 1.4 催化电极在微生物燃料电池的应用 |
| 1.4.1 电极的物理化学改性 |
| 1.4.2 电极涂层改性 |
| 1.4.3 电极的复合金属改性 |
| 1.5 研究内容和意义 |
| 1.5.1 研究的目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容和技术路线 |
| 2 催化材料与催化电极性能研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.2 g-C_3N_4的制备 |
| 2.1.3 g-C_3N_4@GAC 催化电极和Fe/g-C_3N_4@GAC 催化电极的制备 |
| 2.1.4 表征方法 |
| 2.1.5 催化燃料电池装置 |
| 2.1.6 化工废水样品 |
| 2.1.7 装置运行过程 |
| 2.2 催化材料研究 |
| 2.2.1 罗丹明B降解实验 |
| 2.2.2 孔径分布图 |
| 2.2.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.3 催化电极性能研究 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.3.2 X射线能谱分析(EDS)分析 |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.3.4 瞬态光电响应 |
| 2.3.5 循环伏安特性曲线分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 GAC阴极MFC体系研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 分析方法 |
| 3.1.3 分子生物学实验分析 |
| 3.1.4 微生物燃料电池的测试方法 |
| 3.2 GAC阴极MFC焦化废水水处理研究 |
| 3.2.1 外电阻的影响实验 |
| 3.2.2 水力停留时间的影响实验 |
| 3.2.3 外电路接通的影响 |
| 3.2.4 焦化废水出水水质及稳定性研究 |
| 3.2.5 UV_(254)分析 |
| 3.2.6 紫外扫描光谱图 |
| 3.2.7 极化曲线及功率密度曲线 |
| 3.2.8 MFC的 EIS曲线图 |
| 3.3 GAC阴极MFC园区混合废水水处理研究 |
| 3.3.1 外电阻的影响实验 |
| 3.3.2 水力停留时间的影响实验 |
| 3.3.3 园区混合废水出水水质及稳定性研究 |
| 3.3.4 UV_(254)分析 |
| 3.3.5 紫外扫描光谱图 |
| 3.3.6 极化曲线和功率密度曲线 |
| 3.3.7 MFC的 EIS曲线图 |
| 3.4 微生物分析 |
| 3.4.1 微生物采样 |
| 3.4.2 稀疏曲线分析 |
| 3.4.3 等级丰度曲线 |
| 3.4.4 Venn图分析 |
| 3.4.5 Beta Diversity指数 |
| 3.4.6 门水平上的物种相对丰度柱形图 |
| 3.4.7 物种丰度聚类图 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Fe/g-C_3N_4@GAC阴极MFC体系研究 |
| 4.1 Fe/g-C_3N_4@GAC阴极MFC焦化废水水处理研究 |
| 4.1.1 水力停留时间的研究 |
| 4.1.2 焦化废水出水水质及稳定性研究 |
| 4.1.3 UV_(254)值 |
| 4.1.4 紫外扫描光谱图 |
| 4.1.5 极化曲线与功率密度曲线 |
| 4.1.6 MFC的 EIS曲线图 |
| 4.2 Fe/g-C_3N_4@GAC阴极MFC园区混合废水水处理研究 |
| 4.2.1 水力停留时间的研究 |
| 4.2.2 园区混合废水出水水质及稳定性研究 |
| 4.2.3 UV_(254)值 |
| 4.2.4 紫外扫描光谱图 |
| 4.2.5 极化曲线与功率密度曲线 |
| 4.2.6 MFC的 EIS曲线图 |
| 4.3 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 |
（2）高熵分子筛催化剂超临界催化氧化焦化废水的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 焦化废水概述 |
| 1.1.1 焦化废水特性 |
| 1.1.2 焦化废水国内外处理现状 |
| 1.1.3 焦化废水处理原则 |
| 1.2 超临界催化氧化技术概述 |
| 1.2.1 超临界水的特性 |
| 1.2.2 超临界水氧化技术的发展 |
| 1.2.3 超临界水氧化技术的技术原理 |
| 1.2.4 超临界氧化技术的技术限制及处理方法 |
| 1.3 超临界水催化氧化中的催化剂 |
| 1.3.1 超临界水催化氧化中的催化剂分析 |
| 1.3.2 超临界催化剂的活性组分分析 |
| 1.3.3 超临界催化剂的载体分析 |
| 1.4 分子筛载体在超临界反应中的应用 |
| 1.5 载体改性元素的选择分析 |
| 1.6 催化剂活性组分的确定 |
| 1.7 研究目的及意义及研究内容 |
| 1.8 研究技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 试验药品、仪器 |
| 2.1.1 实验主要药品 |
| 2.1.2 试验仪器与设备 |
| 2.1.3 SCWO试验装置介绍 |
| 2.1.4 SCWO反应装置操作流程 |
| 2.2 催化剂性能参数的确定 |
| 2.2.1 催化剂的表征方法 |
| 2.2.2 各指标参数的测量方法 |
| 第3章 催化剂超临界催化降解焦化废水的研究 |
| 3.1 焦化废水水质分析 |
| 3.2 催化剂的制备方法 |
| 3.3 催化剂最佳活性组分比例的确定 |
| 3.4 催化剂的表征分析结构 |
| 3.4.1 催化剂XRD衍射结果 |
| 3.4.2 催化剂SEM/TEM衍射结果 |
| 3.5 反应参数对催化效果的影响分析 |
| 3.6 多因素对去除率的交互影响结果 |
| 3.7 分子筛催化剂RSM模型验证 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 催化剂超临界氧化降解焦化废水反应动力学 |
| 4.1 反应动力学理论分析 |
| 4.2 反应动力学模型的建立 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 超临界催化氧化降解有机物路径与机理研究 |
| 5.1 密度泛函理论与量子力学分析 |
| 5.2 催化剂超临界降解焦化废水的产物及路径研究 |
| 5.2.1 催化剂超临界降解苯酚及吲哚的产物及路径研究 |
| 5.2.2 催化剂超临界降解吲哚的产物及路径研究 |
| 5.3 催化剂的稳定性分析 |
| 5.3.1 反应前后催化剂孔隙结构分析 |
| 5.3.2 催化剂的金属溶出率分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1:攻读硕士学位期间获得的成果 |
| 附录2:攻读硕士学位期间参与的科研项目 |
（3）催化臭氧-絮凝联用深度处理焦化废水生化尾水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 催化臭氧化工艺研究现状 |
| 1.2.1 金属氧化物类催化剂 |
| 1.2.2 负载的金属或金属氧化物类催化剂 |
| 1.2.3 碳材料类催化剂 |
| 1.2.4 金属改性矿物类催化剂 |
| 1.3 絮凝工艺研究现状 |
| 1.3.1 无机盐絮凝剂 |
| 1.3.2 有机合成絮凝剂 |
| 1.3.3 天然高分子絮凝剂 |
| 1.4 焦化废水DOM的研究现状 |
| 1.4.1 紫外-可见光谱法 |
| 1.4.2 荧光光谱法 |
| 1.4.3 高分辨质谱法 |
| 1.5 研究目的、内容、创新性与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容及创新性 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验废水 |
| 2.1.2 实验试剂及材料 |
| 2.1.3 实验设备及分析仪器 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 催化臭氧化实验装置 |
| 2.2.2 絮凝实验装置 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 废水水质检测 |
| 2.3.2 紫外-可见光谱 |
| 2.3.3 三维荧光光谱 |
| 2.3.4 超滤法 |
| 2.3.5 固相萃取 |
| 2.3.6 电喷雾傅里叶变换离子回旋共振质谱 |
| 第三章 联用工艺深度处理实际废水的效果 |
| 3.1 催化臭氧化条件优化 |
| 3.1.1 催化剂投加量的影响 |
| 3.1.2 臭氧气体流量的影响 |
| 3.1.3 废水初始p H的影响 |
| 3.1.4 处理时间的影响 |
| 3.2 絮凝条件优化 |
| 3.2.1 絮凝剂投加量的影响 |
| 3.3 催化臭氧化-絮凝联用处理实际废水 |
| 3.4 臭氧利用率分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 联用工艺深度处理过程中废水DOM的表征 |
| 4.1 紫外-可见光吸收光谱分析 |
| 4.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 电喷雾傅里叶变换离子回旋共振质谱分析 |
| 4.3.1 局部谱图分析 |
| 4.3.2 全谱图分析 |
| 4.3.3 Van Krevelen图分析 |
| 4.3.4 杂原子类型分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 联用工艺深度处理过程中DOM的去除转化特征 |
| 5.1 分子量分布 |
| 5.2 Van Krevelen图分析 |
| 5.2.1 催化臭氧化阶段 |
| 5.2.2 絮凝阶段 |
| 5.3 Kendrick Mass Defect分析 |
| 5.3.1 催化臭氧化阶段 |
| 5.3.2 絮凝阶段 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（4）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 |
（5）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 |
（6）过一硫酸氢盐高级氧化技术深度处理焦化废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景及意义 |
| 1.2 焦化废水及其处理技术简介 |
| 1.2.1 焦化废水概述 |
| 1.2.2 焦化废水的来源、特点及危害 |
| 1.2.3 国内外焦化废水处理技术现状 |
| 1.3 焦化废水的深度处理方法 |
| 1.3.1 混凝沉淀法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.5 其他方法 |
| 1.4 过一硫酸氢盐氧化技术的原理 |
| 1.5 过一硫酸氢盐氧化技术的应用 |
| 1.5.1 Fe~(2+)活化方法 |
| 1.5.2 活性炭活化方法 |
| 1.5.3 超声活化方法 |
| 1.5.4 UV活化方法 |
| 1.5.5 Fe_3O_4活化方法 |
| 1.5.6 碱活化方法 |
| 1.6 研究目的、内容及创新点 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.6.4 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 测试项目和分析方法 |
| 2.2.1 常规指标的测定 |
| 2.2.2 BOD_5的测定 |
| 2.2.3 PMS的测定 |
| 2.3 分析、表征方法 |
| 2.3.1 X射线衍射 |
| 2.3.2 X射线光电子能谱 |
| 2.3.3 扫描电镜 |
| 2.3.4 三维荧光光谱 |
| 2.3.5 GC/MS分析 |
| 第三章 UV活化过一硫酸氢盐氧化法深度处理焦化废水 |
| 3.1 实验水质 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 实验装置 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 UV/PMS体系深度处理焦化废水的可行性 |
| 3.4.2 pH的影响 |
| 3.4.3 PMS浓度的影响 |
| 3.4.4 紫外灯光强度的影响 |
| 3.4.5 温度的影响 |
| 3.4.6 UV/PMS、UV/PS及 UV/H_2O_2 体系深度处理焦化废水的对比研究 |
| 3.4.7 焦化废水生化出水处理前后的有机物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Fe_3O_4活化过一硫酸氢盐氧化法深度处理焦化废水 |
| 4.1 实验水质 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 Fe_3O_4的制备 |
| 4.2.2 不同影响因素对Fe_3O_4/PMS体系深度处理焦化废水效果的影响 |
| 4.2.3 Fe_3O_4/PMS、Fe_3O_4/PS及 Fe_3O_4/H_2O_2 体系深度处理焦化废水的对比研究 |
| 4.2.4 Fe_3O_4的重复利用研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe_3O_4/PMS体系深度处理焦化废水的可行性 |
| 4.3.2 Fe_3O_4投加量的影响 |
| 4.3.3 PMS浓度的影响 |
| 4.3.4 pH的影响 |
| 4.3.5 温度的影响 |
| 4.3.6 Fe_3O_4/PMS、Fe_3O_4/PS及 Fe_3O_4/H_2O_2 体系深度处理焦化废水的对比研究 |
| 4.3.7 Fe_3O_4的重复利用 |
| 4.3.8 Fe_3O_4表征 |
| 4.3.9 焦化废水生化出水处理前后的有机物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 碱活化过一硫酸氢盐氧化法耦合SBBR工艺深度处理焦化废水 |
| 5.1 实验水质 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 碱/PMS体系深度处理焦化废水的实验方法 |
| 5.2.2 SBBR的启动 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 碱/PMS体系深度处理焦化废水 |
| 5.3.2 SBBR工艺处理碱/PMS体系出水的效果研究 |
| 5.3.3 碱/PMS体系耦合SBBR工艺在最佳条件下的处理效果 |
| 5.3.4 焦化废水生化出水处理前后的有机物分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 不同处理技术的对比 |
| 6.1 效果对比 |
| 6.2 经济对比 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
（7）分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 焦化废水概述 |
| 1.2.1 焦化废水的来源及组成 |
| 1.2.2 焦化废水的危害 |
| 1.2.3 焦化废水的处理技术 |
| 1.3 分段进水多级A/O工艺研究进展 |
| 1.3.1 分段进水多级A/O工艺的原理及特点 |
| 1.3.2 分段进水多级A/O工艺的影响因素 |
| 1.3.3 活性污泥法多级A/O工艺研究现状 |
| 1.3.4 生物膜法多级A/O工艺的研究现状 |
| 1.3.5 曝气生物滤池研究进展 |
| 1.3.6 存在问题 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 新工艺的提出 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 填料与承托层 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.1.4 实验试剂及仪器 |
| 2.2 反应器的启动 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标分析法 |
| 2.3.2 含氮杂环有机物的测定方法 |
| 2.3.3 生物膜胞外聚合物分析 |
| 2.3.4 光谱分析 |
| 2.3.5 GC/MS分析 |
| 2.3.6 高通量测序分析 |
| 第三章 系统焦化废水难降解有机物去除性能 |
| 3.1 反应器启动 |
| 3.2 系统稳定运行对机物的处理效果 |
| 3.3 R1阶段系统对难降解有机物去除效果 |
| 3.3.1 COD去除效果 |
| 3.3.2 苯酚去除效果 |
| 3.3.3 吡啶去除效果 |
| 3.3.4 喹啉去除效果 |
| 3.3.5 吲哚去除效果 |
| 3.3.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.4 R2阶段系统对难降解有机物去除效果 |
| 3.4.1 COD去除效果 |
| 3.4.2 苯酚去除效果 |
| 3.4.3 吡啶去除效果 |
| 3.4.4 喹啉去除效果 |
| 3.4.5 吲哚去除效果 |
| 3.4.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.5 R3阶段系统对有机物的处理效果 |
| 3.5.1 COD去除效果 |
| 3.5.2 苯酚去除效果 |
| 3.5.3 吡啶去除效果 |
| 3.5.4 喹啉去除效果 |
| 3.5.5 吲哚去除效果 |
| 3.5.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.6 最佳工况下沿程各段有机物的去除贡献率 |
| 3.7 生物膜胞外聚合物分析 |
| 3.8 焦化废水中难降解有机物的去除机制 |
| 3.8.1 紫外分光光谱 |
| 3.8.2 红外分光光谱 |
| 3.8.3 三维荧光光谱 |
| 3.8.4 气相色谱-质谱联用(GC/MS) |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 系统焦化废水脱氮性能 |
| 4.1 系统稳定运行对TN的去除效果 |
| 4.1.1 R1阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.2 R2阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.3 R3阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.4 R4阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.5 R5阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.2 R5阶段中不同NH_4~+-N浓度下系统各段沿程分析 |
| 4.3 最佳工况下的脱氮贡献 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物群落结构特征 |
| 5.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.2 微生物群落相似性与差异性分析 |
| 5.2.1 样本聚类树图分析 |
| 5.2.2 样本OTU分布韦恩图分析 |
| 5.3 微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 门水平上的群落结构 |
| 5.3.2 纲水平上的群落结构 |
| 5.4 优势菌属和功能菌分析 |
| 5.4.1 优势菌属 |
| 5.4.2 功能菌属 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 SMHA/OBAF处理模拟焦化废水动力学分析 |
| 6.1 反应动力学模型的建立 |
| 6.1.1 一阶基质去除模型 |
| 6.1.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.1.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.2 COD去除动力学分析 |
| 6.2.1 一阶基质去除动力学模型 |
| 6.2.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.2.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.3 TN去除动力学分析 |
| 6.3.1 一阶基质去除动力学模型 |
| 6.3.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.3.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）利用还原态粘土矿物去除焦化废水尾水中化学需氧量的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 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 |
| 1.2.3 焦化废水危害 |
| 1.3 焦化废水处理技术 |
| 1.3.1 物理化学技术 |
| 1.3.2 生物技术 |
| 1.4 粘土矿物 |
| 1.4.1 粘土矿物的种类和结构 |
| 1.4.2 粘土矿物的特性及环境治理应用 |
| 1.5 本文选题背景、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 选题背景与研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 废水采集与参数测定 |
| 2.2 粘土矿物制备 |
| 2.2.1 粘土矿物预处理 |
| 2.2.2 化学还原态粘土制备 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 还原态粘土-焦化废水尾水氧化实验 |
| 2.3.2 还原态粘土-焦化废水尾水厌氧吸附-好氧氧化实验 |
| 2.3.3 还原态粘土-焦化废水尾水氧化还原循环实验 |
| 2.3.4 还原态粘土-荧蒽降解实验 |
| 2.4 检测分析方法 |
| 2.4.1 COD和Fe(Ⅱ)测定 |
| 2.4.2 Zeta电位测定 |
| 2.4.3 比表面积(BET)分析 |
| 2.4.4 溶解有机碳(DOC)测定 |
| 2.4.5 X射线粉晶衍射分析(XRD) |
| 2.4.6 荧蒽测定 |
| 2.4.7 傅里叶变换离子回旋共振质谱法(FT-ICR-MS)测定DOM |
| 2.4.8 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 2.4.9 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.4.10 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 第3章 rNAu-2对焦化废水COD的去除效果与实验条件优选 |
| 3.1 rNAu-2的.OH产量及影响因素 |
| 3.2 rNAu-2去除焦化废水COD的实验条件优选 |
| 3.3 rNAu-2对焦化废水中COD的厌氧吸附-好氧氧化实验结果 |
| 3.4 rNAu-2对焦化废水尾水中COD的可能去除机理 |
| 第4章 rNAu-2处理过程中焦化废水DOM变化及粘土矿物可循环性研究 |
| 4.1 焦化废水尾水中DOM变化的FT-ICR-MS证据 |
| 4.1.1 范氏图及含O、N等杂类DOM分析统计 |
| 4.1.2 CHO指数及DBE分析 |
| 4.2 焦化废水中DOM变化的EEM荧光光谱证据 |
| 4.2.1 EEM峰值变化 |
| 4.2.2 DOM相对丰度变化:FRI分析 |
| 4.3 rNAu-2处理过程中焦化废水DOM的组分变化 |
| 4.4 粘土循环处理焦化废水尾水实验结果 |
| 4.4.1 粘土矿物的可循环利用特性 |
| 4.4.2 结构Fe氧化还原循环中粘土矿物结构变化 |
| 4.5 应用条件与前景分析 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 论文主要结论 |
| 5.2 未来工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）基于脉管载体的新型中空管式白腐真菌反应器构建与连续运行（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 垃圾渗滤液的概述 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液的产生及特点 |
| 1.2.2 垃圾渗滤液的危害 |
| 1.2.3 垃圾渗滤液的处理现状 |
| 1.2.4 垃圾渗滤液生物处理技术中存在的问题 |
| 1.3 白腐真菌的概述 |
| 1.3.1 白腐真菌的降解机制 |
| 1.4 白腐真菌处理污染物的特点 |
| 1.5 白腐真菌废水处理技术的研究进展和存在问题 |
| 1.6 课题组前期对白腐真菌废水处理技术的研究及存在的问题 |
| 1.6.1 发明脉管载体以促进好氧丝状生物膜的生长 |
| 1.6.2 发明蒸笼反应器实现P.chrysosporium好氧丝状生物膜的连续生长 |
| 1.6.3 固定化生长的好氧丝状生物膜的连续生长机制 |
| 1.6.4 课题组前期工作中存在的问题 |
| 1.7 提高P.chrysosporium好氧生物膜稳定性的策略 |
| 1.8 研究目的、技术路线及主要的研究内容 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 1.8.3 主要的研究内容 |
| 第2章 脉管载体的改进与中空管式白腐真菌反应器的搭建 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 制作脉管载体的材料 |
| 2.1.2 构建中空管式白腐真菌反应器的材料 |
| 2.2 脉管载体的改进与制作 |
| 2.3 中空管式白腐真菌反应器的搭建 |
| 2.4 中空管式白腐真菌反应器分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 白腐真菌好氧丝状生物膜的构建 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 P.chrysosporium的斜面扩大培养结果 |
| 3.2.2 孢子悬浮液的制备结果 |
| 3.2.3 好氧丝状生物膜构建结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 中空管式白腐真菌反应器的连续运行 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 数据处理及统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 P.chrysosporium好氧丝状生物膜对Li P的合成 |
| 4.3.2 P.chrysosporium好氧丝状生物膜对NH3-N的去除 |
| 4.3.3 P.chrysosporium好氧丝状生物膜对COD的降解 |
| 4.3.4 中空管式白腐真菌反应器中垃圾渗滤液的pH变化 |
| 4.3.5 中空管式白腐真菌反应器的各批次排泥量 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 P.chrysosporium好氧丝状生物膜的稳定性探讨 |
| 5.1 P.chrysosporium好氧丝状生物膜在反应器中的形态变化特征 |
| 5.2 P.chrysosporium好氧丝状生物膜的稳定性探讨 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本论文的创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的文章、专利 |
| 附图 |
（10）三维电化学耦合生物技术处理焦化废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 焦化废水的概述 |
| 1.1.1 焦化废水的来源 |
| 1.1.2 焦化废水的水质特点 |
| 1.1.3 焦化废水的危害 |
| 1.2 国内外焦化废水的处理现状 |
| 1.2.1 生物处理技术 |
| 1.2.2 物理化学预处理技术 |
| 1.2.3 高级氧化处理技术 |
| 1.3 电化学技术 |
| 1.3.1 电化学技术的理论基础 |
| 1.3.2 三维电化学技术 |
| 1.3.3 三维电化学技术的应用 |
| 1.4 研究意义、内容与目的和技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究目的 |
| 1.4.4 技术路线图和主要思路 |
| 第二章 3DER-3DBER-3DBER-De处理焦化废水 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 化学试剂及仪器 |
| 2.1.2 3DER小试反应器装置和运行条件 |
| 2.1.3 测试分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 1-21 天培养阶段水中COD和氮含量变化 |
| 2.2.2 培养结果原因分析 |
| 2.2.3 调整后的反应器对焦化废水的处理效果 |
| 2.2.4 3DER-3DBER-3DBER-De系统对焦化废水的处理 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 中试3DER处理焦化废水 |
| 3.1 中试现场简介 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 化学试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 测试分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同的外加电压对焦化废水的处理效果 |
| 3.3.2 不同的HRT对焦化废水的处理效果 |
| 3.3.3 3DER机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 A~2O工艺对3DER出水的处理 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 化学试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验装置 |
| 4.1.3 测试分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 A~2O反应器对焦化废水中COD的去除效果 |
| 4.2.2 A~2O反应器对焦化废水中氮的去除效果 |
| 4.2.3 进出水的中有机物的分析 |
| 4.2.4 进出水的毒性分析 |
| 4.2.5 3DER+A~2O系统处理焦化废水的优势 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 总结和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
四、去除焦化废水中COD、NH_3-N的生物处理技术（论文参考文献）
- [1]催化燃料电池反应器梯级处理化工废水[D]. 张亚雷. 大连理工大学, 2021(01)
- [2]高熵分子筛催化剂超临界催化氧化焦化废水的应用研究[D]. 李曦. 武汉科技大学, 2021(01)
- [3]催化臭氧-絮凝联用深度处理焦化废水生化尾水的研究[D]. 陈德林. 青岛科技大学, 2021(01)
- [4]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)
- [5]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)
- [6]过一硫酸氢盐高级氧化技术深度处理焦化废水的研究[D]. 华佳. 太原理工大学, 2020(07)
- [7]分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究[D]. 侯子泷. 太原理工大学, 2020(07)
- [8]利用还原态粘土矿物去除焦化废水尾水中化学需氧量的研究[D]. 周子琦. 中国地质大学(北京), 2020(01)
- [9]基于脉管载体的新型中空管式白腐真菌反应器构建与连续运行[D]. 曾忠强. 昆明理工大学, 2020(05)
- [10]三维电化学耦合生物技术处理焦化废水[D]. 刘洋. 安徽建筑大学, 2020