一、UV/TiO_2膜深度处理垃圾渗滤液的研究（论文文献综述）
郭芳[1]（2020）在《垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究》文中研究说明城市生活垃圾焚烧处置过程所产生的渗滤液,在其主流处理工艺的纳滤单元产生浓缩液,简称纳滤（Nanofiltration,NF）浓水。通常情况下,NF浓水含有大量的难降解有机物污染物和低浓度的有机微污染物,其有效控制和无害化处理是当前垃圾焚烧无害化发展进程中一个亟需解决的问题。本论文基于“氧化絮凝-芬顿高级氧化”组合技术,以将浓水回流至渗滤液处理系统进行循环处理为目标,分别开展了氧化絮凝和芬顿高级氧化工艺实验研究。论文对比了不同种氧化絮凝技术和芬顿高级氧化技术对NF浓水难降解有机物的去除性能,考察了p H、Fe SO4·7H2O和H2O2投加量等因素对有机物去除效能的影响,同时研究了组合工艺处理过程中有机物的去除特性和全氟化合物（Perfluoroalkyl Substances,PFASs）的浓度变化情况。取得如下研究结果:（1）针对某垃圾焚烧发电厂COD含量为5000±100 mg/L的NF浓水,“氧化絮凝-芬顿高级氧化”组合工艺对有机物的去除率可达95%以上,处理出水COD降至225±20 mg/L,可回流至原有的渗滤液处理系统。（2）优化的“氧化絮凝-芬顿高级氧化”工艺操作条件为:H2O2/亚铁氧化絮凝阶段初始p H为4,Fe SO4·7H2O和H2O2投加量分别为30 m M和40 m M;UV-Fenton阶段H2O2投加量为100 m M,不二次投加Fe SO4·7H2O。氧化絮凝将COD、UV254和TOC去除75%以上;UV-Fenton将上述指标进一步降低66.7%～74.6%。（3）在H2O2/亚铁氧化絮凝阶段,富里酸可通过絮凝吸附实现完全去除,羧基含量增加,分子量变小;在UV-Fenton阶段,部分难降解芳烃和羧酸结构被降解为脂肪族化合物。（4）H2O2/亚铁氧化絮凝阶段,不同PFASs的去除效率在-14.80%～100%之间变化,PFASs絮凝去除主要受溶解性有机物（Dissolved Organic Matter,DOM）和氢氧化铁沉淀物影响,DOM的存在可以促进PFASs去除;UV-Fenton阶段,在·OH自由基和PFASs-Fe3+电子转移复合物的作用下,PFASs得到脱氟降解。组合工艺可去除NF浓水中PFASs总量的2/3,全氟烃链长度大于7的PFASs实现完全去除。
李英英[2]（2020）在《石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究》文中认为垃圾渗滤液属于难降解有机废水,具有成份复杂、毒性强、色度高、污染物浓度高、可生化性差等特点。传统的“预处理+生化处理”工艺很难使它得到彻底降解,为了达到排放要求,非常有必要对它进行深度处理。催化臭氧氧化技术对有机污染物具有高效降解能力,并且工艺易实施、易操作、成本较低,因此在垃圾渗滤液的深度处理领域具有广阔的应用前景。在本文研究中,选择TiO2作为催化剂,采用碳化热解法在它表面生成石墨烯层,制得石墨烯改性TiO2催化剂。另外,为了解决粉末催化剂的固定化问题,将改性催化剂负载于微滤膜表面,制得石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,并将它用于催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液的研究中。具体研究内容包括:（1）制备石墨烯改性TiO2催化剂,考察热解温度、碳源投量、固化剂投量等因素对催化剂活性的影响,筛选出性能优良的催化剂;（2）将催化剂与有机膜复合,制备石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,对复合膜的微观形貌、水通量、亲水性等性质进行表征,考察复合膜的催化臭氧氧化活性;（3）采用石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液,考察臭氧投量、溶液p H值、回流比等因素对处理效率的影响,并监测复合膜的污染情况。研究结果表明,热解温度、碳源投量、固化剂投量等制备条件均对石墨烯改性TiO2催化剂的催化活性有影响作用。热解温度700℃、碳源投量1.2g,固化剂投量0.3g（TiO2投量为3g）的条件下,制得的改性催化剂具有最佳催化活性。对石墨烯改性TiO2催化剂进行SEM、XRD、Roman、NH3-TPD、BET、p Hzpc等一系列表征,证明在TiO2催化剂的表面确实生成了石墨烯层,而且改性过程使TiO2催化剂的表面酸性增强、比表面积增大、等电点升高。石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化降解溶液中对氯苯甲酸（p-CBA）的过程遵循伪一级反应动力学规律,提高催化剂和臭氧的投量有助于促进p-CBA的降解,溶液p H值在2～10的范围内,催化臭氧氧化过程对p-CBA均有良好的去除效果。叔丁醇抑制实验和羟基自由基的EPR检测实验分别从间接、直接的角度证实了石墨烯改性TiO2催化剂可促进臭氧分解并产生羟基自由基。制备并表征了石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜,由SEM照片可观察到,催化剂颗粒完全覆盖了原微滤膜的表面,而且随着催化剂负载量的提高,膜表面出现颗粒聚结和致密化现象。复合膜的水通量低于原微滤膜,而亲水性却有明显改善。催化臭氧氧化测试实验结果表明,复合膜很好地保留了石墨烯改性TiO2催化剂的催化活性。采用复合膜催化臭氧氧化工艺深度处理垃圾渗滤液,可有效降低废水的色度、浊度、COD、TOC、UV245等污染指标,其中COD值降至100mg/L以下,达到规定排放标准。另外,经过处理之后,垃圾渗滤液中检出的有机污染物由47种减少为33种。综合而言,石墨烯改性TiO2/PTFE复合膜催化臭氧氧化过程对垃圾渗滤液有良好的深度处理效果。
易川[3]（2019）在《钛基催化剂活性强化微观机制及其对双氯芬酸降解性能的研究》文中认为近年来,药物与个人护理品（Pharmaceutical and Personal Care Products,PPCPs）不断在水环境中被检出,虽然PPCPs大多以痕量水平存在于水体中,但因其环境持久性、生物累积性和生物毒性,可能造成环境风险,因此有效处理PPCPs的技术研发迫在眉睫。本研究采用非金属元素S掺杂改性TiO2,并将S-TiO2分别与氧化石墨烯（graphene oxide,GO）和多孔石墨相氮化碳（p-g-C3N4）复合,构建二元复合材料GO/S-TiO2和p-g-C3N4/S-TiO2,以典型PPCPs——双氯芬酸（diclofenac,DCF）为目标污染物,对所制备的材料在可见光下催化降解溶液中DCF的性能及机理进行了研究;通过密度泛函理论（Density Functional Theory,DFT）计算从原子水平研究改性提升TiO2催化剂可见光催化活性的微观作用机制;将p-g-C3N4/S-TiO2用于可见光催化降解实际废水中的DCF和其它难降解有机污染物,对其降解效果进行了研究。主要研究内容及所得的结论如下:以硫脲和钛酸四丁酯为前驱体,通过溶胶-凝胶-低温煅烧法制备了S掺杂TiO2（S-TiO2）,采用SEM、XRD、XPS、UV-vis DRS和VB-XPS等表征手段分析了S-TiO2的表面形貌、晶体结构、元素组成和光学性质等,并通过DFT计算,从原子水平对S掺杂提升TiO2可见光催化活性的微观机制进行了探究。结果显示,掺杂的S原子取代TiO2结构中的O原子,可在TiO2带隙中引入S 2p杂质能级,使其禁带宽度减小,提高了TiO2在可见光波段的吸收,且S-TiO2光生电子有效质量从1.35 m0降至1.16 m0,强化了电子的迁移速率,S掺杂从拓展光吸收范围和强化光生电子-空穴的分离两方面有效提升了材料的可见光催化反应活性。在可见光下催化降解溶液中DCF的过程中,S-TiO2光反应阶段速率常数(kobs)约为纯TiO2的3倍,DCF在光生空穴（h+）的主导作用下,通过加成、取代、羧化和脱氢等反应,生成了一系列中间产物,并被逐步氧化降解成小分子有机物。为了进一步提升S-TiO2的可见光催化性能,从增强催化材料的吸附性能和强化光生电子传输两种途径对S-TiO2进行改性,将GO与所制备的S-TiO2复合,构筑二元复合结构体系GO/S-TiO2,用其在可见光下催化降解溶液中的DCF,并对降解效果及反应机理进行探究。结果表明,GO复合对S-TiO2的晶型结构未产生可见影响。与S-TiO2相比,GO/S-TiO2的比表面积由278.58 m2/g增大为346.05 m2/g,禁带宽度由2.90 eV减小为2.81 eV,光电流密度有所增加。GO/S-TiO2可见光催化降解溶液中DCF的反应速率约为S-TiO2的1.3倍,且表现出良好的循环使用性能。DFT计算结果表明,GO的引入使GO/S-TiO2光生电子有效质量大幅降低至0.88 m0,强化了电子的迁移速率,有效改善了材料的光催化反应活性。为进一步增强催化剂光生电子-空穴的空间分离及其对可见光的响应,通过构建异质结结构对S-TiO2的可见光催化活性进行强化,将S-TiO2与窄带隙多孔石墨相氮化碳（p-g-C3N4）进行复合。对所制备的二元异质结结构体系p-g-C3N4/S-TiO2性能进行表征,研究了其可见光催化降解DCF的效能及机理,并采用DFT理论计算对g-C3N4/S-TiO2的电子结构及光学特性进行微观阐述。结果表明,p-g-C3N4/S-TiO2的禁带宽度为2.41 eV,具有较好的可见光响应能力,p-g-C3N4/S-TiO2对DCF降解的kobs为0.0143 min-1,约为S-TiO2的1.7倍。光生空穴（h+）在可见光催化降解DCF过程中起主要作用,·O2-也在一定程度上参与反应。DFT计算结果显示,在g-C3N4/S-TiO2二元异质结材料中,光激发g-C3N4产生光生电子通过异质结向S-TiO2导带转移,降低了电子-空穴的复合,存在于g-C3N4价带的光生空穴和存在于S-TiO2导带的光生电子均可作用于DCF的降解,因而虽然g-C3N4/S-TiO2的电子有效质量达到3.18 m0,远高于S-TiO2的1.16 m0,但仍表现出较强的光反应活性。为了探索研究中光催化性能最优的p-g-C3N4/S-TiO2二元异质结材料在处理DCF及其它实际难降解有机废水中应用的效果和可行性,考察了无机阴离子对p-g-C3N4/S-TiO2可见光催化降解模拟废水中DCF的影响;通过在医院废水、二沉池反渗透浓水中外加DCF来研究p-g-C3N4/S-TiO2可见光催化降解实际废水中DCF的效果;并对p-g-C3N4/S-TiO2可见光催化降解医院废水、二沉池反渗透浓水及垃圾渗滤液浓水中难降解有机污染物的效果进行了评价。结果表明,废水中Cl-和SO42-等无机阴离子对p-g-C3N4/S-TiO2可见光催化降解DCF的影响较小,p-g-C3N4/S-TiO2展现出较好的耐盐性。p-g-C3N4/S-TiO2可见光催化降解医院废水和二沉池反渗透浓水中的DCF,降解率分别可达42.84%和36.93%。p-g-C3N4/S-TiO2在可见光催化下处理医院废水、二沉池反渗透浓水和垃圾渗滤液浓水,对医院废水和二沉池反渗透浓水的COD去除率分别可达35.0%和38.4%,在一定程度上将废水中的富里酸和腐殖酸类等难降解有机物氧化为可生化程度较高的芳香蛋白类物质,生物毒性也有一定程度的降低,但其对垃圾渗滤液浓水中的污染物催化降解效果较差。
姜枫[4]（2019）在《紫外基高级氧化技术深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究》文中提出垃圾焚烧厂渗沥液作为一种典型的高浓度有机废水,目前国内通常采用以生物处理单元为主体的组合工艺进行处理,但出水中仍含有较高浓度的COD（390-500 mg/L）,而且可生化性很差,水中含有腐殖酸和富里酸等难降解大分子有机物。因此,本文以北方某垃圾焚烧厂渗沥液的生物组合工艺处理出水为研究对象,采用紫外基高级氧化技术进行深度处理,研究其深度处理效能和影响因素,探索难降解有机物的氧化降解机理及生物毒性变化。本文首先研究采用紫外/过一硫酸盐（UV/peroxymonosulfate,UV/PMS）组合工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液。实验结果表明,UV/PMS组合工艺能够高效处理垃圾焚烧厂渗沥液,而且UV和PMS之间存在协同作用。在PMS投量为25 g/gCOD、pH为～9的最适条件下,废水COD在60 min内降解率达到70.60%。分析EPR图谱发现,UV能够活化PMS产生大量的·OH和SO4·-,但由于废水中Cr易与S04·-反应生成·Cl,因此参与氧化降解有机物的自由基为·OH、SO4·-和·C1。然而,废水中HCO3-对SO4·-和·Cl有捕获作用,使有机物的降解速率减慢。通过傅里叶红外、紫外全波长扫描、三维荧光光谱和高效液相色谱等分析测试手段发现,UV/PMS组合工艺几乎能完全降解废水中类富里酸和类腐殖酸类有机物,大分子有机物降解为小分子有机中间产物,使废水的芳香化程度和腐殖化程度大大降低。同时也大大降低废水的生物毒性。另外,UV/PMS组合工艺会生成大量的SO42-,带来二次污染。本文继续采用真空紫外/臭氧（VUV/O3）组合工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液。实验结果表明:VUV/O3组合工艺能够有效处理垃圾焚烧厂渗沥液,而且VUV和O3在提高BOD5/COD存在协同作用。在O3投量为22.40 mg/（L·min）、pH为～9的最适条件下,废水的BOD5/COD在60 min内从0.16提升至0.73,可生化性大大提高。通过测定气相、液相的臭氧浓度发现,VUV能够促进O3的利用,O3利用率从10%提升至30%。通过分析EPR图谱发现,参与反应的自由基种类包括·OOH,·H和·OH。采用叔丁醇法测定·OH浓度,发现其中·OH的累积浓度从～1 mg/L增加至～68 mg/L。通过傅里叶红外、紫外全波长扫描、三维荧光光谱和高效液相色谱等分析测试手段发现VUV/O3工艺能够有效降解废水中的类富里酸和类腐殖酸类有机物,使废水中的大分子有机物部分降解为小分子的有机中间产物,有效降低废水的芳香化程度和腐殖化程度。另外,废水的生物毒性有所降低。为了进一步提高VUV/O3组合工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的降解速率,缩短反应时间,本文采用水热合成法制备了ZnCo2O4催化剂并进行了表征,同时采用VUV/O3/ZnCo2O44组合工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液。实验结果表明,当O3投量为 22.40 mg/（L·min）、pH 为～9、ZnCo2O4投量为 0.2 g/L时,废水 BOD5/COD 在 30 min内从0.16提升至0.72。通过EPR图谱发现,ZnCo2O4能够催化VUV/O3产生更多的·OH;通过叔丁醇法测定·OH浓度,发现其·OH的累积浓度从～68 mg/L增加至～82 mg/L。同时,相比于单独O3和VUV/O3,VUV/O3/ZnCo2O4能够提高废水中富里酸和腐殖酸的降解速率,更多的将废水中的大分子有机物降解为小分子有机中间产物。另外,在30 min内,该工艺能够有效降低废水的生物毒性。
闪慧君[5]（2019）在《模拟太阳光下二氧化钛光催化氧化渗滤液的研究》文中认为垃圾填埋场渗滤液的处理一直是一个难题,目前常用的生物法在实际运行过程中无法使难生物降解有机物进一步降解,而高效低能的TiO2光催化技术对处理渗滤液中难生物降解有机物有较好的效果。本研究通过水热法制备纳米TiO2、Sm-TiO2以及Sm-N-TiO2,对比分析模拟太阳光下甲基橙降解率,筛选具有最优光催化活性的催化剂。以实际渗滤液为降解目标,探讨外部因素对光催化氧化处理渗滤液的影响,并提出光催化联合矿化垃圾反应器处理渗滤液和加速生活垃圾降解的新思路。（1）模拟太阳光下,研究制备材料对甲基橙的光催化氧化性能。在水热反应温度150°C,起始Ti（SO4）2浓度0.75 mol/L,钛脲比1:1时,纳米TiO2对甲基橙的降解率最高,为95.97%。而Sm-TiO2和Sm-N-TiO2对甲基橙的光催化氧化性能均低于纳米TiO2,因此,将纳米TiO2用于之后的试验研究。（2）考察外部条件对渗滤液光催化反应降解的影响。纳米TiO2在模拟太阳光下降解渗滤液时,随光照时间的延长,色度逐渐降低,退色率达到了74.19%,COD波折下降;投加量的增加对催化剂的吸附性能有提升,200 mg/50 mL是光催化反应的最佳投加量,最大COD去除率和退色率分别为95.56%和70.00%;渗滤液pH值对色度的去除影响较大,但对COD的去除基本没有影响。（3）基于课题组前期对新型脱氮型生物反应器的研究,利用矿化垃圾反应器对渗滤液的生物降解作用,再加上光催化反应对渗滤液降解的化学作用,形成光催化氧化与矿化垃圾联合处理渗滤液技术,并且还可以达到加速厌氧填埋装置内生活垃圾降解的目的。驯化阶段两组反应器运行稳定,试验阶段结果表明,联用装置可以提升渗滤液可生化性,为微生物提供碳源,对氨氮、硝态氮和COD去除效果较佳,光催化反应温度对亚硝态氮浓度有影响;回灌至厌氧填埋装置可以继续加速生活垃圾降解,但还需进一步试验观察。（4）光催化剂表征分析得出所制备材料均为锐钛矿TiO2,纳米TiO2的结晶度和粒径大小受水热温度和钛脲比影响较大,受Ti（SO4）2浓度影响较小,最佳粒径为11.8 nm。由于N和部分Sm元素未掺杂进入TiO2晶格,造成TiO2粒径增大,因此Sm-TiO2和Sm-N-TiO2未提升纳米TiO2的光催化性能。综上所述,所制备材料TiO2在模拟太阳光下具有光催化性能,并且光催化/矿化垃圾生物反应器组合工艺在处理晚期渗滤液有较好的发展前景。
何超,陈楚泽,卢钱成[6]（2019）在《二氧化钛光催化技术处理垃圾渗滤液的研究进展》文中研究说明近年来,光催化技术作为一种解决环境污染问题的新技术受到广泛关注。TiO2由于具有化学性质稳定、无毒、成本低、光催化活性高等优点被广泛应用于光催化材料。而垃圾渗滤液是一种危害大,难处理的有机废水。该文总结了近年来以TiO2为光催化剂、改性二氧化钛光催化剂以及二氧化钛复合材料光催化剂在处理垃圾渗滤液的研究进展。对三类方法进行比较分析,总结其优缺点。最后提出了未来在TiO2光催化技术处理垃圾渗滤液领域可能的发展方向。
盛贵尚[7]（2015）在《掺硼金刚石电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液试验研究》文中研究表明晚期垃圾渗滤液是一种污染强度高、组分复杂的高浓度有机废水,未经处理直接排放会对水环境造成严重污染。晚期垃圾渗滤液具有营养元素比例严重失调、氨氮浓度高、可生化性差等特点。由于传统生物处理法的污染物去除效果较差,“物化处理+生物处理”组合工艺是处理晚期垃圾渗滤液时常采用的方式之一。电化学氧化法是一种环境友好型高级氧化技术,具有多功能性、操作简单、不需要或很少投加化学药剂、易于自动化管理、无二次污染等优点。近些年,其在难生物降解性废水领域受到了广泛关注。目前,电化学氧化法主要用于垃圾渗滤液的深度处理,关于电化学氧化晚期垃圾渗滤液的研究较少。从改善晚期垃圾渗滤液可生化性、提高污染物去除效果的角度出发,论文开展了电化学氧化晚期垃圾渗滤液试验研究。探讨了阳极材料对电化学氧化过程中污染物去除效果的影响;分析了BDD电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液时有机物和氨氮的去除效果,建立了TOC、NH3-N和硝酸盐的反应动力学方程;研究了BDD电极改善晚期垃圾渗滤液可生化性的最佳运行工况;利用响应曲面法分析了操作因素的交互作用对电化学氧化过程中污染物去除效果的影响。基于上述研究内容,获得了以下研究结论。（1）以有机物和氨氮去除效果作为评价指标,选用二氧化钛（Ti O2）电极、金属复合氧化物（MMO）电极和掺硼金刚石（BDD）电极作为阳极材料,分析阳极材料在不同操作条件下对电化学氧化晚期垃圾渗滤液过程中污染物去除效果的影响。试验结果表明:三种阳极材料去除TOC、COD、NH3-N的能力从大到小依次为BDD>Ti O2>MMO。增大电流密度可以提高三种阳极材料的TOC和NH3-N去除率。中性条件有助于提高BDD、Ti O2电极的TOC去除率;碱性条件有助于提高MMO电极的TOC去除率。碱性条件有助于提高三种阳极的NH3-N去除率。（2）BDD电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液时,电流密度、A/V值是影响污染物去除效果的主要因素。增大电流密度和A/V值可以提高有机物和氨氮的去除率;当电流密度为100 m A/cm2、p H=8.35、极板间距为10 mm、A/V值为5.85 m-1时,电化学氧化6 h后TOC、NH3-N去除率分别为82%和100%。初始p H对有机物和氨氮的去除效果有一定的影响,碱性条件有助于提高TOC去除率;p H为8.35时氨氮去除效果较好,对应的去除率为86.6%。极板间距对有机物和氨氮的去除效果影响较小。TOC和NH3-N浓度变化分别满足一级反应动力学和零级反应动力学;TOC和NH3-N的表观反应速率与电流密度、A/V值和初始p H之间较好地满足多项式拟合方程;多因素非线性拟合方程能较好地预测电化学氧化过程中TOC和NH3-N浓度变化。BDD电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液时,电流密度、初始p H和A/V值是影响渗滤液处理出水中硝酸盐浓度的重要因素。增大电流密度和A/V值会增大硝酸盐浓度;碱性条件有助于降低硝酸盐浓度。当初始p H为8.35、电流密度为100 m A/cm2、A/V值为3.66 m-1、极板间距为10 mm时,电化学氧化6 h后渗滤液处理出水的硝酸盐浓度为400 mg/L。硝酸盐累积速率与电流密度和初始p H之间满足线性拟合方程;硝酸盐累积速率与A/V值之间满足二次多项式拟合方程;多因素非线性拟合方程能够较好地预测电化学氧化过程中硝酸盐浓度的变化。（3）BDD电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液时,增大电流密度和A/V值可以提高渗滤液处理出水的可生化性;垃圾渗滤液处理出水的可生化性随初始p H的增大呈现先增大后减小的变化规律;极板间距对可生化性的影响较小。电化学氧化法改善晚期垃圾渗滤液可生化性的最佳运行工况为:电流密度100 m A/cm2、初始p H=8.35、A/V值3.66 m-1、极板间距10 mm。在最优条件下电化学氧化6 h后,渗滤液处理出水的可生化性达到0.6以上。（4）BDD电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液时,当电流密度为100120 m A/cm2、初始p H为6.57.5、A/V值为3.915.85 m-1、反应时间为46 h时,利用响应曲面法分析了电流密度、A/V值、初始p H和反应时间的交互作用对污染物去除效果的影响。除电流密度和初始p H的交互作用对TOC去除率影响不显着之外,其余操作因素之间的交互作用均对TOC去除率的影响显着。电流密度和A/V值的交互作用对COD去除率的影响显着。电流密度和反应时间、A/V值和反应时间的交互作用对NH3-N去除率的影响显着。电流密度和初始p H、A/V值和反应时间的交互作用对硝酸盐浓度的影响显着。
李章良,郭海灵[8]（2014）在《高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究现状与进展》文中研究指明介绍了高级氧化技术（AOPs）处理垃圾渗滤液的研究现状与进展,包括Fenton法、光化学催化氧化法、臭氧氧化法、超声氧化法、电化学氧化法等在垃圾渗滤液处理中的应用;分析了AOPs处理垃圾渗滤液的原理,重点阐述了国内外高级氧化技术在垃圾渗滤液处理中的研究成果,并探讨了它们的优缺点。最后,对AOPs在垃圾渗滤液处理领域应用的发展前景进行了展望。
刘之毅,孙向卫,邓小红[9]（2014）在《垃圾渗滤液中COD去除方法综述》文中提出目前中国的生活垃圾主要以卫生填埋为主,但由于降雨、径流等因素的影响使得填埋垃圾产生大量的渗滤液.垃圾渗滤液属于高浓度有机废水,COD含量普遍较高,所以研究渗滤液中COD的去除,对渗滤液的处理具有重要意义.本文主要研究近几年国内外渗滤液中COD去除方法的特点,总结垃圾渗滤液中COD的处理方法和技术,并指出国内垃圾渗滤液中COD处理的发展趋势.
刘春英[10]（2008）在《负载型TiO2光催化降解垃圾渗滤液的动力学研究》文中研究说明[目的]探讨玻璃负载TiO2光催化降解垃圾渗滤液的影响因素及反应动力学。[方法]选取一定浓度的垃圾渗滤液（pH值为8左右,COD值为300600 mg/L）600 ml,将催化剂-纳米TiO2/玻璃筒膜插入溶液中,通入空气,将400 W的高压汞灯插入筒内进行照射。研究反应时间、进水浓度、pH值、光源强度等因素对垃圾渗滤液CODCr和色度去除率的影响。[结果]光强越大、光照时间越长,催化效果越好;溶液的初始浓度越大,降解率越低;反应液在偏酸、偏碱的条件下有利于光催化氧化反应进行。动力学研究表明,垃圾渗滤液光催化降解反应符合一级动力学规律。反应速率方程为:Ct=C0e-0.023 8 tmg/L（初始CODCr为472.7 mg/L）。[结论]以负载型TiO2膜作光催化剂降解垃圾渗滤液是可行的。
二、UV/TiO_2膜深度处理垃圾渗滤液的研究（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、UV/TiO_2膜深度处理垃圾渗滤液的研究（论文提纲范文）
（1）垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液膜处理浓水的产生及危害 |
| 1.1.1 膜处理浓水的来源 |
| 1.1.2 膜处理浓水的水质特征 |
| 1.1.3 膜处理浓水的危害 |
| 1.2 垃圾渗滤液膜处理浓水的常见处理工艺 |
| 1.2.1 回灌法 |
| 1.2.2 蒸发法 |
| 1.2.3 混凝和氧化絮凝 |
| 1.2.4 高级氧化技术 |
| 1.3 全氟化合物污染与毒性 |
| 1.3.1 全氟化合物的性质与应用 |
| 1.3.2 全氟化合物的种类 |
| 1.3.3 全氟化合物的生物毒性 |
| 1.4 垃圾渗滤液系统中的全氟化合物 |
| 1.4.1 全氟化合物等微污染物质的存在状况 |
| 1.4.2 垃圾渗滤液系统全氟化合物的研究现状 |
| 1.4.3 垃圾渗滤液系统全氟化合物的去除技术 |
| 1.5 论文的目标和主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验处理废水 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方案及实验装置 |
| 2.2.1 FeCl_3氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.2 NaClO/亚铁氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝实验方法 |
| 2.2.4 UV-Fenton实验装置及方法 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 有机物浓度测定 |
| 2.3.2 光谱特性分析 |
| 2.3.3 全氟化合物分析方法 |
| 3 氧化絮凝对垃圾渗滤液纳滤浓水难降解有机物的去除研究 |
| 3.1 不同氧化絮凝工艺的对比分析 |
| 3.1.1 FeCl_3氧化絮凝 |
| 3.1.2 NaClO/亚铁氧化絮凝 |
| 3.1.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝 |
| 3.1.4 氧化絮凝性能对比分析 |
| 3.2 H_2O_2/亚铁氧化絮凝去除难降解有机物实验的参数优化 |
| 3.2.1 初始pH值的影响 |
| 3.2.2 FeSO_4·7H_2O投加量的影响 |
| 3.2.3 H_2O_2投加量的影响 |
| 3.3 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对难降解有机物去除总体特性分析 |
| 3.3.1 三维荧光光谱分析 |
| 3.3.2 紫外-可见光谱分析 |
| 3.3.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.3.4 凝胶色谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 氧化絮凝处理后纳滤浓水中难降解有机物深度处理研究 |
| 4.1 Fenton与 UV-Fenton的对比分析 |
| 4.1.1 氧化性能对比 |
| 4.1.2 有机物降解总体特性对比 |
| 4.2 UV-Fenton深度降解纳滤浓水实验参数优化 |
| 4.2.1 Fe SO4·7H2O投加量的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2投加量的影响 |
| 4.3 UV-Fenton对纳滤浓水中难降解有机物去除的特性分析 |
| 4.3.1 三维荧光光谱分析 |
| 4.3.2 紫外-可见光谱分析 |
| 4.3.3 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.3.4 有机物分子量分布分析 |
| 4.4 组合工艺对难降解有机物的实际处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 氧化絮凝及芬顿氧化对全氟化合物的去除研究 |
| 5.1 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除研究 |
| 5.1.1 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除效果 |
| 5.1.2 H_2O_2/亚铁氧化絮凝对全氟化合物的去除过程 |
| 5.2 UV-Fenton对全氟化合物的去除研究 |
| 5.2.1 UV-Fenton对全氟化合物的去除效果 |
| 5.2.2 UV-Fenton对全氟化合物的去除过程 |
| 5.3 组合工艺对全氟化合物的去除研究 |
| 5.4 溶解性有机物对全氟化合物的去除影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 垃圾渗滤液的深度处理技术 |
| 1.2.1 吸附 |
| 1.2.2 混凝 |
| 1.2.3 膜过滤 |
| 1.2.4 高级氧化 |
| 1.3 催化臭氧氧化技术 |
| 1.3.1 催化臭氧氧化过程机理 |
| 1.3.2 金属氧化物催化剂 |
| 1.3.3 碳材料催化剂 |
| 1.4 膜/催化臭氧氧化联合技术 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 石墨烯改性TiO_2催化剂的制备方法 |
| 2.3.2 石墨烯改性TiO_2催化剂的表征方法 |
| 2.3.3 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备方法 |
| 2.3.4 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的表征方法 |
| 2.3.5 臭氧氧化实验方法 |
| 2.3.6 水质分析方法 |
| 第三章 石墨烯改性TiO_2的制备及性能研究 |
| 3.1 石墨烯改性TiO_2催化剂的制备 |
| 3.1.1 热解温度 |
| 3.1.2 碳源投量 |
| 3.1.3 固化剂投量 |
| 3.2 石墨烯改性TiO_2催化剂的表征 |
| 3.2.1 SEM表征 |
| 3.2.2 XRD表征 |
| 3.2.3 Roman分析 |
| 3.2.4 NH_3-TPD分析 |
| 3.2.5 BET和pH_(zpc)分析 |
| 3.3 石墨烯改性TiO_2催化臭氧氧化过程的影响因素研究 |
| 3.3.1 催化剂投量的影响 |
| 3.3.2 p-CBA初始浓度的影响 |
| 3.3.3 臭氧投量的影响 |
| 3.3.4 溶液pH值的影响 |
| 3.3.5 催化剂的稳定性 |
| 3.4 石墨烯改性TiO_2催化臭氧氧化机理 |
| 3.4.1 叔丁醇抑制实验 |
| 3.4.2 羟基自由基的EPR检测 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备及性能研究 |
| 4.1 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的制备和表征 |
| 4.1.1 SEM表征 |
| 4.1.2 水通量 |
| 4.1.3 接触角 |
| 4.2 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化性能研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液研究 |
| 5.1 垃圾渗滤液的水质分析 |
| 5.2 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜催化臭氧氧化降解垃圾渗滤液 |
| 5.2.1 石墨烯改性TiO_2/PTFE复合膜的催化效能 |
| 5.2.2 臭氧投量的影响 |
| 5.2.3 溶液pH值的影响 |
| 5.2.4 回流比的影响 |
| 5.2.5 膜污染情况 |
| 5.3 垃圾渗滤液的处理效果及GC-MS分析 |
| 5.3.1 垃圾渗滤液的处理效果 |
| 5.3.2 垃圾渗滤液的GC-MS分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）钛基催化剂活性强化微观机制及其对双氯芬酸降解性能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 PPCPs概述 |
| 1.2 PPCPs处理技术 |
| 1.3 TiO_2基光催化材料 |
| 1.4 密度泛函理论及其应用 |
| 1.5 研究目的、意义与内容 |
| 2 实验器材与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 表征分析测试方法 |
| 2.4 催化剂催化活性评价 |
| 2.5 DFT理论计算 |
| 3 S-TiO_2制备及其可见光催化性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料制备 |
| 3.3 S-TiO_2可见光催化性能影响因素分析 |
| 3.4 S-TiO_2性能表征分析 |
| 3.5 S-TiO_2电子结构及光学特性理论计算研究 |
| 3.6 S-Ti O_2 降解DCF反应机理分析 |
| 3.7 DCF降解路径分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 GO/S-TiO_2 制备及其可见光催化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料制备 |
| 4.3 GO/S-TiO_2 可见光催化性能影响因素分析 |
| 4.4 GO/S-TiO_2 性能表征分析 |
| 4.5 GO/S-TiO_2 电子结构及光学特性理论计算研究 |
| 4.6 GO/S-TiO_2 降解DCF反应机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 制备及其可见光催化性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料制备 |
| 5.3 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 可见光催化性能影响因素分析 |
| 5.4 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 性能表征分析 |
| 5.5 g-C_3N_4/S-TiO_2 电子结构及光学特性理论计算研究 |
| 5.6 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 可见光催化降解DCF机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 处理实际废水研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 分析测试方法 |
| 6.3 实际废水来源及理化性质 |
| 6.4 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 可见光催化降解实际废水中DCF |
| 6.5 p-g-C_3N_4/S-TiO_2 可见光催化降解实际废水中有机污染物 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读博士期间发表论文和参与课题情况 |
| 附录2 S-TiO_2 可见光催化降解DCF的中间产物 |
| 附录3 S-TiO_2 可见光催化降解DCF中间产物的碎片质谱图 |
（4）紫外基高级氧化技术深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 课题来源与研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.2 垃圾焚烧厂渗沥液深度处理研究进展 |
| 1.2.1 垃圾焚烧厂渗沥液的产生及特点 |
| 1.2.2 垃圾焚烧厂渗沥液深度处理研究现状 |
| 1.3 高级氧化技术的研究现状 |
| 1.3.1 自由基的氧化原理 |
| 1.3.2 基于羟基自由基的高级氧化技术研究现状 |
| 1.3.3 基于硫酸根自由基的高级氧化技术研究现状 |
| 1.4 紫外基高级氧化技术 |
| 1.4.1 紫外活化过一硫酸盐技术 |
| 1.4.2 真空紫外联合臭氧氧化技术 |
| 1.4.3 催化紫外臭氧氧化技术 |
| 1.5 课题研究目的与内容 |
| 1.5.1 课题研究目的与意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验所用的仪器与药品 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验药品 |
| 2.4 实验方案 |
| 2.4.1 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 2.4.2 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 2.4.3 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 常规分析项目和测试方法 |
| 2.5.2 有机物的测定方法 |
| 2.5.3 小球藻急性毒性的测定 |
| 2.5.4 自由基及·OH累积浓度的测定 |
| 2.5.5 臭氧浓度的测定 |
| 2.5.6 催化剂的表征分析方法 |
| 3 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 3.1 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的效能 |
| 3.2 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液影响因素的研究 |
| 3.2.1 PMS投量对UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的影响 |
| 3.2.2 初始pH对UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的影响 |
| 3.3 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的机理研究 |
| 3.3.1 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中自由基的种类 |
| 3.3.2 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中有机物的降解机理 |
| 3.3.3 UV/PMS深度处理垃圾焚烧厂渗沥液前后有机物生物毒性的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 4.1 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的效能 |
| 4.2 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液影响因素的研究 |
| 4.2.1 O_3投量对VUV/O_3工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的影响 |
| 4.2.2 初始pH对VUV/O_3工艺深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的影响 |
| 4.3 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的降解机理 |
| 4.3.1 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液过程中O_3利用率 |
| 4.3.2 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中自由基的种类及浓度 |
| 4.3.3 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中有机物的降解机理 |
| 4.3.4 VUV/O_3深度处理垃圾焚烧厂渗沥液前后生物毒性的变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究 |
| 5.1 ZnCo_2O_4的表征 |
| 5.1.1 ZnCo_2O_4晶型结构分析 |
| 5.1.2 ZnCo_2O_4形貌分析 |
| 5.1.3 ZnCo_2O_4比表面积分析 |
| 5.1.4 ZnCo_2O_4元素价态分析 |
| 5.2 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的效能 |
| 5.3 ZnCo_2O_4投量对VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的影响 |
| 5.4 ZnCo_2O_4催化剂的循环稳定性 |
| 5.5 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的降解机理 |
| 5.5.1 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中臭氧利用率 |
| 5.5.2 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中自由基种类及浓度 |
| 5.5.3 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液中有机物的降解机理 |
| 5.5.4 VUV/O_3/ZnCo_2O_4深度处理垃圾焚烧厂渗沥液前后毒性的变化 |
| 5.6 三种高级氧化体系的对比 |
| 5.6.1 三种高级氧化体系处理效能对比 |
| 5.6.2 三种高级氧化体系的经济成本分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
（5）模拟太阳光下二氧化钛光催化氧化渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液处理现状 |
| 1.1.1 垃圾渗滤液的水质特征 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液处理方法 |
| 1.2 矿化垃圾生物反应器研究概况 |
| 1.2.1 矿化垃圾的特性 |
| 1.2.2 矿化垃圾生物反应器处理渗滤液的研究进展 |
| 1.3 TiO_2 光催化氧化技术 |
| 1.3.1 TiO_2 的制备方法 |
| 1.3.2 改性TiO_2光催化研究进展 |
| 1.3.3 TiO_2 光催化处理渗滤液的研究 |
| 1.4 研究目的、内容及技术关键 |
| 1.4.1 研究目的和内容 |
| 1.4.2 技术关键点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验药品及设备 |
| 2.1.1 试验药品及试剂 |
| 2.1.2 试验设备及检测仪器 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 光催化试验装置 |
| 2.2.2 新型脱氮型生物反应器(驯化阶段) |
| 2.2.3 光催化协同新型脱氮型生物反应器(试验阶段) |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 垃圾渗滤液 |
| 2.3.2 反应器的垃圾填充 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 催化剂的制备方法 |
| 2.4.2 催化剂的表征方法 |
| 2.4.3 催化剂的光催化性能测试方法 |
| 2.4.4 光催化处理渗滤液分析方法 |
| 2.4.5 水质指标测定方法 |
| 第3章 TiO_2光催化降解甲基橙的性能研究 |
| 3.1 光催化剂制备条件的筛选 |
| 3.1.1 纳米TiO_2 |
| 3.1.2 钐元素掺杂改性TiO_2 |
| 3.1.3 钐元素与氮元素共掺杂改性TiO_2 |
| 3.2 试验步骤 |
| 3.2.1 甲基橙降解实验 |
| 3.2.2 空白实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳米TiO_2 |
| 3.3.2 改性TiO_2 |
| 3.3.3 空白对照 |
| 3.3.4 甲基橙降解机理探讨 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 TiO_2光催化氧化垃圾渗滤液的试验研究 |
| 4.1 试验步骤 |
| 4.1.1 不同光照时间 |
| 4.1.2 不同催化剂投加量 |
| 4.1.3 不同pH值 |
| 4.1.4 催化剂稳定性测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 光照时间 |
| 4.2.2 投加量 |
| 4.2.3 pH值 |
| 4.2.4 光催化剂稳定性 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 光催化-矿化垃圾反应器协同降解渗滤液的试验研究 |
| 5.1 光催化与矿化垃圾反应器联用处理渗滤液的机理 |
| 5.2 试验步骤 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 出水水质表观 |
| 5.3.2 驯化阶段新型脱氮型生物反应器水质变化 |
| 5.3.3 矿化垃圾反应器与光催化联用处理渗滤液水质变化 |
| 5.3.4 厌氧填埋装置出水水质变化 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 渗滤液处理前后光催化剂的表征与分析 |
| 6.1 扫描电子显微镜和能谱分析(SEM-EDS) |
| 6.2 X射线衍射(XRD) |
| 6.2.1 纳米TiO_2 |
| 6.2.2 Sm掺杂改性TiO_2 |
| 6.2.3 Sm-N共掺杂改性TiO_2 |
| 6.2.4 与渗滤液反应后TiO_2 |
| 6.3 红外光谱(FTIR) |
| 6.3.1 纳米TiO_2 |
| 6.3.2 Sm掺杂改性TiO_2 |
| 6.3.3 Sm-N共掺杂改性TiO_2 |
| 6.3.4 与渗滤液反应后TiO_2 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）二氧化钛光催化技术处理垃圾渗滤液的研究进展（论文提纲范文）
| 1 TiO2光催化剂处理垃圾渗滤液 |
| 1.1 TiO2光催化处理垃圾渗滤液 |
| 1.2 离子掺杂改性TiO2光催化处理垃圾渗滤液 |
| 1.3 TiO2复合材料光催化处理垃圾渗滤液 |
| 2 结论与展望 |
（7）掺硼金刚石电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液试验研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 垃圾渗滤液来源及危害 |
| 1.3 晚期垃圾渗滤液处理技术研究进展 |
| 1.3.1 生物处理法 |
| 1.3.2 混凝沉淀法 |
| 1.3.3 磷酸铵镁沉淀法 |
| 1.3.4 铁-炭微电解法 |
| 1.3.5 催化湿式氧化法 |
| 1.3.6 臭氧氧化法 |
| 1.3.7 Fenton法及类Fenton法 |
| 1.3.8 光化学氧化法 |
| 1.3.9 电化学法 |
| 1.3.10 组合工艺 |
| 1.3.11 其它处理技术 |
| 1.4 电化学氧化法处理晚期垃圾渗滤液研究进展 |
| 1.4.1 石墨电极 |
| 1.4.2 SPR电极 |
| 1.4.3 DSA电极 |
| 1.4.4 PbO_2 电极 |
| 1.4.5 掺硼金刚石电极 |
| 1.5 电化学氧化法处理效果的影响因素 |
| 1.5.1 阳极材料 |
| 1.5.2 电流密度 |
| 1.5.3 初始pH |
| 1.5.4 氯离子浓度 |
| 1.5.5 其它操作因素 |
| 1.6 电化学氧化反应机理 |
| 1.6.1 有机物去除机理 |
| 1.6.2 氨氮去除机理 |
| 1.7 研究背景、目的和意义 |
| 1.7.1 研究背景 |
| 1.7.2 研究目的和意义 |
| 2 研究内容及方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 实验装置与材料 |
| 2.3.1 实验装置 |
| 2.3.2 垃圾渗滤液 |
| 2.4 测试方法 |
| 2.4.1 常规测试指标 |
| 2.4.2 其它测试指标 |
| 2.4.3 电流效率和能耗计算公式 |
| 3 阳极材料对电化学氧化法污染物去除效果的影响 |
| 3.1 扫描电镜 |
| 3.2 XRD衍射图谱 |
| 3.2.1 二氧化钛电极XRD衍射图谱 |
| 3.2.2 金属复合氧化物电极XRD衍射图谱 |
| 3.2.3 掺硼金刚石电极XRD衍射图谱 |
| 3.3 不同操作条件时阳极材料对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.1 不同电流密度时阳极材料对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.2 不同初始pH时阳极材料对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.3 不同A/V值时阳极材料对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.4 反应时间对污染物去除效果的影响 |
| 3.4 不同阳极材料处理出水有机物种类分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 BDD电极去除晚期垃圾渗滤液中污染物的效能研究 |
| 4.1 操作因素对COD去除效果的影响 |
| 4.1.1 电流密度对COD去除效果的影响 |
| 4.1.2 A/V值对COD去除效果的影响 |
| 4.1.3 初始pH对COD去除效果的影响 |
| 4.1.4 极板间距对COD去除效果的影响 |
| 4.2 操作因素对渗滤液可生化性的影响 |
| 4.2.1 电流密度对可生化性的影响 |
| 4.2.2 A/V值对可生化性的影响 |
| 4.2.3 初始pH对可生化性的影响 |
| 4.2.4 极板间距对可生化性的影响 |
| 4.3 操作因素对UV254 去除效果的影响 |
| 4.3.1 电流密度对UV254 去除效果的影响 |
| 4.3.2 A/V值对UV254 去除效果的影响 |
| 4.3.3 初始pH对UV254 去除效果的影响 |
| 4.3.4 极板间距对UV254 去除效果的影响 |
| 4.4 操作因素对TOC去除效果的影响 |
| 4.4.1 电流密度对TOC去除效果的影响 |
| 4.4.2 A/V值对TOC去除效果的影响 |
| 4.4.3 初始pH对TOC去除效果的影响 |
| 4.4.4 极板间距对TOC去除效果的影响 |
| 4.5 操作因素对氨氮去除效果的影响 |
| 4.5.1 电流密度对氨氮去除效果的影响 |
| 4.5.2 A/V值对氨氮去除效果的影响 |
| 4.5.3 初始pH对氨氮去除效果的影响 |
| 4.5.4 极板间距对氨氮去除效果的影响 |
| 4.6 电化学氧化反应动力学方程 |
| 4.6.1 TOC去除反应动力学方程 |
| 4.6.2 氨氮去除反应动力学方程 |
| 4.7 操作因素对能耗和电流效率的影响 |
| 4.7.1 电流密度对能耗和电流效率的影响 |
| 4.7.2 A/V值对能耗和电流效率的影响 |
| 4.7.3 初始pH对能耗和电流效率的影响 |
| 4.7.4 极板间距对能耗和电流效率的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 响应曲面法分析交互作用对电化学氧化过程的影响 |
| 5.1 实验设计与分析 |
| 5.2 TOC去除率响应曲面分析 |
| 5.2.1 TOC去除率回归拟合 |
| 5.2.2 响应曲面分析交互作用对TOC去除率的影响 |
| 5.2.3 TOC去除率拟合方程残差分析 |
| 5.2.4 回归拟合方程验证 |
| 5.3 COD去除率响应曲面分析 |
| 5.3.1 COD去除率回归拟合方程 |
| 5.3.2 响应曲面分析交互作用对COD去除率的影响 |
| 5.3.3 COD去除率拟合方程残差分析 |
| 5.3.4 回归拟合方程验证 |
| 5.4 氨氮去除率响应曲面分析 |
| 5.4.1 氨氮去除率回归拟合方程 |
| 5.4.2 响应曲面分析交互作用对氨氮去除率的影响 |
| 5.4.3 NH3-N去除率拟合方程残差分析 |
| 5.4.4 回归拟合方程验证 |
| 5.5 硝酸盐浓度响应曲面分析 |
| 5.5.1 硝酸盐浓度回归方程拟合 |
| 5.5.2 响应曲面分析交互作用对硝酸盐浓度的影响 |
| 5.5.3 硝酸盐浓度拟合方程残差分析 |
| 5.5.4 回归拟合方程验证 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 BDD电极电化学氧化过程的污染物迁移转化研究 |
| 6.1 电化学氧化过程中有机物种类的变化 |
| 6.1.1 有机荧光物质去除效果分析 |
| 6.1.2 GC-MS图谱分析 |
| 6.2 电化学氧化过程中氨氮的迁移转化 |
| 6.2.1 电流密度对氨氮转化的影响 |
| 6.2.2 A/V值对氨氮转化的影响 |
| 6.2.3 初始pH对氨氮转化的影响 |
| 6.2.4 电化学氧化机理分析 |
| 6.3 渗滤液处理出水硝酸盐浓度变化情况 |
| 6.3.1 电流密度对硝酸盐浓度的影响 |
| 6.3.2 A/V值对硝酸盐浓度的影响 |
| 6.3.3 初始pH对硝酸盐浓度的影响 |
| 6.3.4 硝酸盐累积动力学方程 |
| 6.4 总氯和游离氯产生情况分析 |
| 6.4.1 总氯产生情况分析 |
| 6.4.2 游离氯产生情况分析 |
| 6.5 电化学氧化过程中温度和pH值的变化 |
| 6.5.1 温度变化情况 |
| 6.5.2 pH值变化情况 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读学位期间申请的专利目录 |
| C. 作者在攻读博士学位期间取得的科研成果 |
（8）高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究现状与进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 高级氧化法 |
| 1. 1 Fenton法和类Fenton法 |
| 1. 2 光化学催化氧化法 |
| 1. 3 臭氧氧化法 |
| 1. 4 超声波氧化法 |
| 1. 5 电化学氧化法 |
| 2 结语 |
（9）垃圾渗滤液中COD去除方法综述（论文提纲范文）
| 1 COD的主要处理方法 |
| 1. 1 生物法 |
| 1. 1. 1 上流式厌氧污泥床 |
| 1. 1. 2 生物滤池 |
| 1. 1. 3 序批式活性污泥( SBR) 法 |
| 1. 2 物化法 |
| 1. 2. 1 混凝沉淀法 |
| 1. 2. 2 化学氧化法 |
| 1. 2. 3 化学沉淀法 |
| 1. 3 土地处理法 |
| 1. 3. 1 回灌法 |
| 1. 3. 2 人工湿地法 |
| 2 结语 |
（10）负载型TiO2光催化降解垃圾渗滤液的动力学研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 1.2.1 试验设计。 |
| 1.2.2 分析方法。 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 光催化降解时间和初始浓度对降解率的影响 |
| 2.2 溶液起始pH值对降解率的影响 |
| 2.3 反应动力学研究结果 |
| 2.4 催化活性的比较结果 |
| 3 结论 |
四、UV/TiO_2膜深度处理垃圾渗滤液的研究（论文参考文献）
- [1]垃圾渗滤液纳滤浓水中难降解有机物和全氟化合物的去除研究[D]. 郭芳. 北京交通大学, 2020(03)
- [2]石墨烯改性TiO2催化臭氧氧化深度处理垃圾渗滤液研究[D]. 李英英. 北京工业大学, 2020(06)
- [3]钛基催化剂活性强化微观机制及其对双氯芬酸降解性能的研究[D]. 易川. 华中科技大学, 2019(01)
- [4]紫外基高级氧化技术深度处理垃圾焚烧厂渗沥液的研究[D]. 姜枫. 北京林业大学, 2019(04)
- [5]模拟太阳光下二氧化钛光催化氧化渗滤液的研究[D]. 闪慧君. 桂林理工大学, 2019(05)
- [6]二氧化钛光催化技术处理垃圾渗滤液的研究进展[J]. 何超,陈楚泽,卢钱成. 建材世界, 2019(02)
- [7]掺硼金刚石电极电化学氧化晚期垃圾渗滤液试验研究[D]. 盛贵尚. 重庆大学, 2015(01)
- [8]高级氧化技术处理垃圾渗滤液的研究现状与进展[J]. 李章良,郭海灵. 环境工程, 2014(05)
- [9]垃圾渗滤液中COD去除方法综述[J]. 刘之毅,孙向卫,邓小红. 重庆文理学院学报(社会科学版), 2014(02)
- [10]负载型TiO2光催化降解垃圾渗滤液的动力学研究[J]. 刘春英. 安徽农业科学, 2008(24)