一、OH~-、CO_3~(2-)和HCO_3~-碱度测定中S~(2-)的掩蔽方法研究（论文文献综述）
孟子贺[1]（2020）在《锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究》文中研究指明砷（As）是广泛分布于地下水中的一种有毒污染物,会严重损害人体器官机能。由于As（Ⅲ）的迁移能力和毒性均高于As（Ⅴ）,处理砷污染通常需要先将As（Ⅲ）氧化为As（Ⅴ）。本文研究了MnⅡ-H2O2-HCO3-(MnⅡ-BAP)和MnⅡ-SO32--HCO3--[溶解氧（DO）]两种氧化体系氧化As（Ⅲ）的性能、MnⅡ/Ⅲ-（HCO3-）n配合物的催化机制,氧化As（Ⅲ）的主要活性物种及其氧化机制。首先,在MnⅡ-BAP体系的研究中,动力学实验表明MnⅡ-（HCO3-）n[包括MnⅡ（HCO3）+和MnⅡ（HCO3）2]在氧化As（Ⅲ）过程中起到重要作用。此外,掩蔽剂实验表明,O2·-或由O2·-生成的氧化物种在As（Ⅲ）的氧化中起到重要作用。研究进一步证明,MnⅡ-（HCO3-）n和O2·-生成的MnO2+-（HCO3-）n而非O2·-才是MnⅡ-BAP体系主要活性物种。本文进而提出MnⅡ-（HCO3-）n在MnⅡ-BAP体系中有两方面作用:（i）MnⅡ-（HCO3-）n和H2O2反应生成MnⅢ（HCO3）3中间产物,随后MnⅢ（HCO3）3和H2O2反应产生O2·-;（ii）MnⅡ-（HCO3-）n能够稳定O2·-并形成MnO2+-（HCO3-）n,其中MnO2+-（HCO3-）n是氧化As（Ⅲ）的主要氧化物种。随后,根据上述研究中HCO3-作为配体能够降低Mn（Ⅲ）/Mn（Ⅱ）氧化还原电势并加快Mn（Ⅲ）/Mn（Ⅱ）物种转化的结论,将HCO3-引入MnⅡ-SO32-体系中。动力学实验表明HCO3-浓度是MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系影响As（Ⅲ）氧化性能的关键因素。HCO3-浓度较低时（<125 m M）,HCO3-、Mn2+和SO32-三者需要一段时间达到配位平衡,因此在配位过程中的反应速率较慢;而HCO3-浓度较高时（>125 m M）,过量HCO3-会与SO32-竞争Mn2+的结合位点,抑制MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系氧化As（Ⅲ）的性能。另外,掩蔽剂实验表明SO4·-和OH·均对As（Ⅲ）氧化有贡献,但SO4·-是主要氧化物种。在MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系中,HCO3-与Mn2+的结合能够加快Mn（Ⅱ）向Mn（Ⅲ）的转化过程,进而促进SO4·-的产生和As（Ⅲ）的氧化。本研究丰富了对MnⅡ-BAP和MnⅡ-SO32--HCO3--DO体系中氧化物种和反应活性的认识,为更高效、经济地氧化高砷地下水中的As（Ⅲ）提供了新思路。
肖骢[2]（2019）在《变渗透性粘性土弱透水层中砷的迁移转化机制 ——以江汉平原为例》文中研究指明粘性土弱透水层与含水层相伴而生,是地下水系统的重要组成部分。虽然粘性土弱透水层渗透性差,但越来越多的研究认为粘性土弱透水层与下伏相邻含水层之间存在密切的水力联系。相较于含水层而言,粘性土弱透水层的渗透系数随埋深不断减小,且其中富含有机碳、微生物及多种有害组分（如重金属、砷等）,这些化学组分可以随孔隙水的垂向渗流和压实作用（例如受上伏地层压力作用或地下水超采引起的弱透水层压密）进入含水层中。高砷地下水的成因问题一直是国际水文界关注的焦点,已有研究显示高砷含水层往往与黑色淤泥质粘性土弱透水层伴生,那么高砷含水层中的砷是否有部分来自于伴生的变渗透性粘性土弱透水层,以及变渗透性粘性土弱透水层中的砷如何迁移转化和释放的,相关认识尚不明确。针对“变渗透性粘性土弱透水层中砷是如何迁移转化和释放”这一科学问题,本研究依托国家自然科学基金重点项（项目编号:41630318）,以我国独特的内陆冲湖积型高砷区-江汉平原为典型区,在系统国内外文献调研和研究区水文地质资料收集的基础上,通过野外调查（系统水文地球化学调查、沉积物地球化学调查、多水平孔隙水化学调查）和室内实验（压实模拟实验）的方法揭示了粘性土弱透水层中砷的迁移转化机制,定量评价了研究区弱透水层对下伏高砷含水层的贡献量。本研究不仅丰富了高砷地下水成因机理研究,同时为江汉平原这一典型高砷区的砷污染防治提供理论支撑。本研究开展的主要研究工作包括:1.对江汉平原典型高砷区（仙桃地区）进行了详细的水文地球化学调査,采集了弱透水层（0-18m）、弱透水层和含水层交界层（18-20m）和下伏孔隙含水层（18-50m）水样共190余组。通过分析水样的各项水化学指标,查明了弱透水层中砷的垂向分布规律及其水文地球化学特征,并揭示了弱透水层中砷的潜在迁移释放过程。2.采集JH016、HJ006和HJ007典型钻孔弱透水层沉积物样品共50件,并压榨获取相应的沉积物孔隙水样品;围绕3个钻孔分别布设不同深度弱透水层孔隙水监测孔,进行了水位测量和水样采集。通过分析典型钻孔弱透水层沉积物和监测孔孔隙水样品,并采用PHREEQC-3模拟弱透水层孔隙水化学组分的迁移组分,揭示了弱透水层对含水层砷富集的影响机制。3.由于近地表弱透水层（0-18m）中的温度基本不随深度发生变化,因此压力可能是控制弱透水层沉积压实过程（即渗透系数不断减小）中地球化学反应的主要因素。本研究采集粘性土弱透水层的初始状态-即近地表的淤泥质沉积物,以压实速率为主要考察指标,利用本人已研发的沉积物压实装置开展室内动态压实实验,采集孔隙水和沉积物样品并进行相关分析,揭示了粘性土弱透水层沉积物压实释水过程中砷的释放机制。另外研究了压实速率（0.1Mpa/12h、0.1Mpa/24h和0.1Mpa/48h）和压实模式（加速压实、匀速压实和减速压实）对弱透水层沉积物中砷释放的影响。4.根据室内实验结果来估算弱透水层底部1m沉积物（埋深为18m左右）压实过程中砷的释放量,另外评估研究区弱透水层中总砷储量（孔隙水中砷储量和沉积物中离子交换态砷储量）,共同来定量评价变渗透性粘性土弱透水层对高砷含水层中砷富集的贡献量。本研究取得的主要认识包括:1.在江汉平原典型高砷区（仙桃地区）,垂向上As浓度在弱透水层中随深度逐渐增大,在弱透水层和含水层界面处达到最大,在含水层中随深度逐渐减小,呈现出“钟形”的变化曲线。水化学数据暗示了弱透水层沉积物中的砷在还原条件下转化为水溶态的砷后会垂向迁移进入下伏含水层中,从而影响含水层中砷的浓度。2.在局部水文地质条件下弱透水层对含水层砷富集存在2种不同的影响机制,主要受有机质含量及降解速率控制:当弱透水层附近有地表水时,弱透水层对含水层砷富集的影响显着;当弱透水层附近无地表水时,弱透水层对含水层砷富集影响较小。另外弱透水层沉积物中的砷及相关组分会在压实作用的诱导下随着孔隙水垂向迁移到含水层中,从而影响含水层的水质。3.弱透水层沉积物压实释水（压力为0-0.9MPa）的整个过程可分为3个阶段,在阶段1（0-0.2MPa）中主要发生了铁氧化物的还原性溶解（为主）以及砷从铁氧化物上的解吸;在阶段2前期（0.2-0.5MPa）,铁氧化物/氢氧化物的还原性溶解是导致砷释放的主要原因,而后期（0.5-0.7MPa）铁氧化物的解吸反应占主导;在阶段3（0.7-0.9MPa）中主要发生了As从碳酸盐矿物表面的解吸反应。4.当压实速率较大（0.1Mpa/12h）时,沉积物中砷的释放受含水率和时间控制;当压实速率较小（0.1Mpa/24h和0.1Mpa/48h）时,压实速率对沉积物中砷释放的影响较小,且砷释放量大于压实速率为0.1Mpa/12h时的释放量。不同压实模式下砷的总释放量表现为:加速压实?匀速压实?减速压实。5.计算得到江汉平原研究区内弱透水层底部1m厚的沉积物在压实过程释放的砷对下伏含水层砷富集的贡献量约为1/9,说明弱透水层沉积物压实过程释放的砷是含水层砷富集的重要来源。研究区弱透水层总砷储量大约是含水层总砷储量的1.2倍,暗示着弱透水层中的砷在未来仍对含水层中砷富集有不可忽视的贡献。6.本研究说明局部水文地质条件和压实作用共同控制着弱透水层中砷向含水层的迁移富集,其中压实作用下弱透水层中砷的迁移使区域内含水层中砷具有一定浓度的本底值,而在局部水文地质条件下弱透水层中砷的迁移是决定含水层中砷含量高低的关键因素。本文的创新之处在于:（1）将原生高砷地下水成因的研究对象由含水层拓展到弱透水层,揭示了弱透水层对含水层砷富集的迁移机制;（2）从变渗透性的角度来研究粘性土弱透水层压实释水过程中砷的释放机制,初步明确了弱透水层压实作用对高砷地下水的贡献量。
张焱[3]（2018）在《Ca2+、Mg2+//Cl--H2O体系CO2脱钙机理及模拟研究》文中提出二氧化碳脱钙技术是一种新型的脱钙预处理方法,该方法利用烟气中的二氧化碳做为沉淀剂,达到将海水中钙离子脱除的目的,但该技术尚属研究的初步阶段,少见机理研究的相关报道,因此缺少成熟的理论指导。本课题以烟气中二氧化碳进行海水脱钙的方法的初步研究为基础,在Ca2+、Mg2+//Cl--H2O体系中,首先在80℃,二氧化碳通气量为100 mL/min的条件下对氢氧化镁、氧化镁做为碱源的脱钙过程进行了条件考察,得到了钙、镁离子浓度和碱度随反应时间的变化,结合各时刻固相产物的表征,确定了在反应过程中活化后的氧化镁与二氧化碳的反应具有最高的活性,达到反应平衡所用时间最短,平衡时脱钙率最高。其次,结合热力学计算对该体系下的反应进行研究,确定该过程主要发生的反应为氧化镁和氢氧化镁直接与溶剂化的二氧化碳的反应、以及碳酸氢根的热解反应。再次,通过分析反应体系,建立了鼓泡反应的传质动力学模型,对反应中气泡分布进行了测定,并基于本研究中得到的反应机理以及传质模型建立了二氧化碳脱钙反应的化学反应动力学仿真模型,使用动力学Monte-Carlo方法进行了在该体系下的反应动力学仿真模拟。经与实验结果对比,模拟结果与实验结果基本吻合。
杨星[4]（2017）在《离子棒静电场处理电厂循环冷却水阻垢实验研究》文中提出以“双通道工业循环冷却水动态模拟实验台”和“离子棒静电场阻垢处理器”为实验平台,以火电厂循环冷却水为研究对象,研究了不同电压的静电场对电厂循环冷却水阻垢效果的影响及阻垢机理。在给定循环冷却水流量1000L/h的条件下,分别进行了3500V、4000V、4500V、5000V电压下的阻垢动态模拟实验,得出4000V电压下循环冷却水在离子棒静电场作用下的阻垢效率最高48.94%,其他电压下阻垢效率分别为27.04%44.22%不等。通过对静电场作用下水分子氢键和电偶极矩变化分析提出了有别于其它学者的观点,即对于水分子这种极性很强的物质,本实验提供的静电场能量很低,对水分子的分子团簇氢键和电偶极矩的改变量极小,即离子棒静电场对水分子基本无作用。因此,在分析离子棒静电场对水溶液的作用时,应从静电场作用下CaCO3晶体的结晶过程、结晶形态等角度进行分析。在扫描电镜、X射线衍射的分析基础上,测定了CaCO3附着垢与脱除垢的晶体结构,获得CaCO3晶体的物相含量、晶面间距、晶粒尺寸和结晶度等方面的数据。分析表明CaCO3水垢的主要物相为文石和方解石,且文石含量远远大于方解石。经静电场处理后,除阻垢率最低的一组外,其余实验组附着垢的结晶度小于对照组附着垢的结晶度,说明了CaCO3水垢晶体结晶度的降低对阻垢效果的提高有一定作用。另外,附着垢和脱除垢的结晶度相比较,发现附着垢结晶度基本上大于脱除垢结晶度。对循环冷却水中的Ca2+、HCO3-、Cl-、H、SO42-、Na+、pH、电导率、黏度及吸光度等水质指标进行跟踪检测分析。结果表明,随实验的运行,循环冷却水的Ca2+和总硬度呈降低趋势,Cl—、Na+和电导率均增大,SO42-没有表现出明显的规律性;实验组的黏度大于对照组的黏度,说明经过离子棒静电场阻垢处理器的处理后,循环冷却水黏度增大;通过对水溶液吸光度的测定分析,发现经阻垢处理器后,实验组的吸光度总体上呈增大趋势,说明经阻垢处理器处理后,水溶液中游离的Ca2+和CO32-增加;通过对换热器进、出口端吸光度的测定分析,发现水溶液的吸光度降低,说明由于热量交换,换热器中水里游离的Ca2+和CO32-结晶析出CaCO3晶体,Ca2+和CO32-浓度降低导致水溶液的吸光度降低。
刘翠娟[5]（2016）在《工程水质简分析中应注意的问题及数据的合理性检验》文中研究说明要获得准确的水质分析结果,不仅需要合理的试验方法和符合要求的分析仪器、试剂等,还需要排除在每一个项目的检测过程中可能导致测定结果不准确的干扰因素,本文介绍了在工程水质简分析中应注意的问题及相应采取的一些处理措施,以便确保分析结果的准确性,提供可靠的水质分析技术参数,准确判定水质的腐蚀等级。同时根据水化学的基本原理,参考相关的资料,阐述了水质多项参数间的相互关系,通过比较电导率与可溶离子总量的关系、阴阳离子平衡、p H值与碱度间的关系等,对水质分析结果进行技术性校核,判断结果是否合理可靠。
刘爽[6]（2013）在《混合原料厌氧发酵产氢产甲烷技术研究》文中研究指明厌氧发酵技术在处理有机废弃物的同时获得氢气或者甲烷，近年来受到广泛关注。氢气是一种完全清洁的高能燃料，在其燃烧过程只产生水，而且可以直接通过燃料电池转化为电能，具有较高的能量转化效率。甲烷也是一种高能燃料。虽然其燃烧产物为二氧化碳，但由于来自于生物质，本质上厌氧发酵产生的甲烷是碳中性的。氢气和甲烷分别是厌氧发酵不同阶段的产物。本研究的目的是根据厌氧发酵的阶段性，从有机废弃物中逐级梯度回收氢和甲烷。为了区别于传统的厌氧发酵技术，称之为两相厌氧发酵产氢产甲烷技术。两相厌氧发酵产氢产甲烷技术不仅在理论上可以获得更高的能量回收率，而且还提供了厌氧发酵技术与燃料电池技术直接耦合的可能性，对于扩展厌氧发酵技术的应用领域具有重要意义。虽然目前很多学者已经开展了针对两相厌氧发酵产氢产甲烷的研究，从已有的研究来看，如何在以廉价的有机废弃物作为原料时实现稳定高效产氢产甲烷的问题仍然没能得到很好的解决。另外关于两相厌氧发酵产氢产甲烷技术的动力学及两相各自的优势菌群的分析也非常缺乏，有待于深入研究。本论文在深入了解牛粪、猪粪、餐厨废弃物、马铃薯渣等4种原料单独厌氧发酵的特性及其产甲烷潜力的基础上，采用混料试验设计探讨原料组成对产氢性能的影响，并确定适宜的原料组成。采用单因素试验分别探讨原料的混合比例、原料的浓度和水力停留时间对厌氧产氢发酵过程的影响机制，并在此基础上应用响应曲面法确定了最优的因素水平组合。分析最优条件下产氢过程潜在的抑制物，并探讨系统对不同抑制物的耐受限度。在不同的有机负荷率条件下，对单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统在产气、原料转化和稳定性等方面性能进行综合对比，并从动力学和分子生态学角度对单相系统和两相系统的差异进行了解析。获得的研究成果如下：1)牛粪、猪粪、餐厨废弃物和马铃薯渣的VS产甲烷率分别为266.63、363.00、517.11和438.33mL/g。餐厨废弃物和马铃薯渣具有产气速度较快、发酵过程中易酸化的共性，而牛粪和猪粪具有产气速率平缓，发酵过程中pH稳定的共性。性质相近的原料在混合发酵产氢过程中表现出拮抗作用，性质相悖的原料表现出明显的协同作用，产氢率和原料降解率都比单一原料有较大提升。经优化得到厌氧发酵产氢的最佳原料组成为餐厨废弃物：马铃薯渣：猪粪：牛粪为53.58:0:46.42:0，此时VS产氢率为26.28mL/g、VS降解率为27.60%、最终pH为5.26。2)在确定牛粪和餐厨废弃物比较适宜进行混合产氢发酵基础上，分别探讨牛粪和餐厨废弃物的混合比例、原料的浓度和水力停留时间对厌氧产氢发酵过程的影响规律，在单因素试验的基础上应用响应曲面法中的Box-Behnken设计分析上述三因素对容积产氢率、VS产氢率、VS降解率、pH和稳定性的交互作用，通过回归分析建立了上述指标关于三因素的二次模型，并对因素的水平组合进行多目标优化，最终确定最优的工艺参数如下：混合比例为50%、原料浓度为80g/L、水力停留时间为2d。在最优条件下，容积产氢率、VS产氢率、VS降解率、pH和稳定性分别为1.09L/（L.d）、30.22mL/g、25.85%、5.21和0.62。3)确定了牛粪和餐厨废弃物混合厌氧发酵产氢的潜在抑制物是油脂、氯化钠、乳酸和氨。乳酸对产氢过程的抑制最为强烈，当乳酸浓度为2g/L时，产氢很快停止，VS降解率也快速下降。最终pH降至4.0，VS降解率仅为10%。在浓度较低时油脂、氯化钠和氨都对产氢有促进作用，高浓度时则抑制产氢。油脂、氯化钠和氨对产氢的抑制浓度分别为16g/L、9g/L和2.58g/L。4)对不同的有机负荷率，对单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统在产气、原料转化和稳定性等方面性能进行了研究，结果表明两相厌氧产氢产甲烷系统能承受的最大有机负荷率高于单相产甲烷系统，具有比单相系统更高的容积产甲烷率和VS降解率，但单相系统具有更高的能量回收率。单相系统所能承受的最大有机负荷率为5.6g/（L.d），此时容积产甲烷率最高，为1.57L/（L.d），平均VS产甲烷率和VS降解率分别为290.79mL/g和45.27%，系统的能量回收率为41.77%。两相系统的产甲烷相所能承受的最大有机负荷率为9g/（L.d）。最高的容积产甲烷率为1.85L/（L.d），出现在水力停留时间为10d、有机负荷率为7.2g/（L.d）时。此时平均VS产甲烷率、系统总VS降解率分别为256.28mL/g和51.76%，系统能量回收率为38.19%。5)基于Contois方程和Chen-Hashimoto方程，建立了描述水力停留时间对出料浓度影响的动力学模型。单相系统和两相系统的动力学参数μm值分别为0.167和0.293，K值分别为0.204、和0.403，R值分别为0.465和0.409。两相系统的μm和K均大于单相系统，说明两相系统微生物的比生长速率高于单相系统；两相系统的R小于单相系统，表明两相系统对原料的降解能力也高于单相系统。经检验，模型可以很好的对不同水力停留时间下的出料浓度进行预测。6)采用PCR-DGGE技术和扫描电镜技术对不同有机负荷率下单相系统和两相系统微生物的群落结构及动态进行了解析。结果表明，产氢相的微生物群落结构较为简单，优势菌群为蛋白溶解梭菌（Clostridium proteoclasticum）、门多萨假单胞菌（Pseudomonas mendocina）、Olsenella属菌、同型产乙酸菌（Acetobacterium sp）和未培养的瘤胃微生物。单相系统和两相系统的产甲烷相微生物群落的演替规律相似，在稳定运行期二者的微生物多样性都很高，优势菌为甲烷鬃毛菌（Methanosaeta）和马氏甲烷球菌（Methanococcus），同时还存在着相当数量的Olsenella属、丝状杆菌属（Fibrobacters sp.）、梭菌属（Clostridium sp.）、Parabacteroides属、巨型球菌属（Megasphaera）等微生物。当缩短水力停留时间使系统酸化时，上述非优势种群逐渐转化为优势种群。
胡涛,刘杰,张瑞环[7]（2010）在《海上油气田水质分析新方法》文中研究表明由于海上油气田目前应用行业标准在现场水质检测时存在缺陷,特别是CO32-和HCO3-等离子的特殊易变性,因此开发出一套适合于现场的快速、准确全新水质分析方法具有重要意义。上海采油技术服务公司首次利用CO2等离子选择性电极对海上油田水中易变离子用仪器直接测定,得到了现场验证。该离子进行测定并与传统的酸碱滴定方法进行对比发现,CO2电极法测定与酸碱滴定法测定结果基本一致,且方法更简便,更适合现场测定。
管慧玲[8]（2007）在《AlCl3·6H2O和碱度对EGSB法处理城市污水的影响》文中研究表明近年来,随着我国城市化进程和工业发展的不断加快,排放到环境中的城市污水量不断增加,对环境造成严重污染。20世纪70年代出现的高效厌氧生物处理技术以其投资少、运行成本低、产生生物能、剩余污泥产量少等优点越来越受到人们的重视,尤其适用于经济尚不够发达但环境污染严重的发展中国家。城市污水排放量大但有机污染物浓度较低,20世纪80年代出现的第三代高效厌氧反应器膨胀颗粒污泥床（EGSB）反应器具有升流速度高、容积负荷大等特点,很适合处理城市污水等低浓度有机废水,但仍应用较少,相关研究也不多。本课题立足于国内外厌氧生物处理低浓度废水的最新研究成果,接种普通厌氧消化污泥,采用膨胀颗粒污泥床（EGSB）反应器处理城市污水,研究了铝盐絮凝剂和外加碱度对处理效果的影响,并为实际运行中铝盐絮凝剂和外加碱度的投加浓度提供参考值。研究结果表明,向处理城市污水的EGSB反应器中投加浓度为350mg/L的AlCl3·6H2O,能够促进厌氧污泥颗粒化的程度,形成的颗粒直径大多在2.0mm以上,最大可达6.0mm,同时在很大程度上提高甲烷产量和基质转化为甲烷气体的比例,甲烷的最大容积产率由7.97×10-3m3/（m3·d）提高至50.2×10-3 m3/（m3·d）,反应器的出水COD浓度最终稳定在90 mg/L以下。采用EGSB反应器处理COD浓度为180～310mg/L的城市污水时,投加500mg/L的NaHCO3即可缓冲系统的酸碱度变化,和外加2000mg/L NaHCO3的厌氧系统相比,虽然有机负荷提高得较慢,但对有机物的去除效果更佳、沼气产量更高。第7d天的COD去除率即已达到88.5%,出水COD浓度的最小值低于测量方法的最低检出限10mg/L,实验结束时去除率稳定在92.1%左右。
陈勇[9]（2007）在《厌氧工艺在生活污水处理中的应用研究》文中提出我国是一个水资源贫乏的国家,人均水资源量只有世界人均占有量的四分之一,而且随着我国人口的增加,经济的发展和城市化进程的加快,我国水资源形势将更为严峻。近年来,国家花费了大量的财力和物力来治理三峡库区周边的城市生活污水,但由于经济原因,很多城镇污水处理厂都发生停运状况,污水处理厂的运行和维护费用成为阻碍污水治理发展的主要问题。因此,寻找一种运行可靠、经济实用的工艺显得尤为重要。废水的厌氧处理发展至今经历了很多发展阶段,以UASB为代表的第三代反应器、以EGSB为代表的第四代推流式反应器适合处理较低浓度的生活污水,但采用高效厌氧反应器处理生活污水在国内至今没有得到应用。论文利用经典厌氧动力学模型-Monod方程以及推流反应器的特征,设计了新型的高效推流式厌氧反应器。利用设计的高效推流式厌氧反应器对城市生活污水进行了中试试验研究,并针对厌氧处理生活污水的不同影响因素,包括进水负荷变化情况、碱度、混合强度、催化剂、产气量、温度等因素进行了研究。试验结果表明,生活污水的负荷变化对厌氧影响不大,碱度能够使废水保持在生物生长需要的范围内,不需要添加额外的碱度,但混合强度对处理效果有较为明显的影响,微量元素催化剂和温度对处理效果影响最大。通过添加微量元素催化剂能够在很大程度上弥补生活污水水温较低的不利因素。通过理论推导建立了厌氧处理反应的动力学模型,利用该模型对出水的COD浓度进行了理论计算,计算结果表明,该模型所得的计算值与中试试验值吻合较好,标准误差均小于10%。说明该模型能较好地反映厌氧处理的反应过程,对实际工程有一定指导意义。虽然厌氧出水效果较好,但是仍无法直接达标,需要后续处理工艺进一步处理。通过对传统的CASS、氧化沟、生物接触氧化和短程硝化工艺比较,选择短程硝化工艺作为后续配套工艺,形成一个完整的生活污水处理工艺系统,并对这一系统的处理效果进行了试验研究。试验结果表明,经厌氧处理+短程硝化工艺处理后,出水完全能够达到国家相关标准,且该工艺处理成本比传统工艺降低了30%左右。
刘存芳[10]（2006）在《城市有机垃圾厌氧消化pH控制动力学研究》文中认为作为一种可回收能源的有机废物处理方法,厌氧消化在城市有机垃圾的处理方面愈来愈受到青睐。但是由于厌氧过程是一个非常复杂的生物过程,因此如何提高城市有机生活垃圾厌氧消化系统产气的稳定性是一个非常重要的课题。pH值是厌氧消化过程中一个重要的控制参数,pH值的大小及其稳定性对产气效果有很大影响,对厌氧消化过程中的最佳pH值进行预测并有效控制是至关重要的。根据厌氧消化三阶段原理,在物料平衡、电离平衡的基础上建立城市有机垃圾间歇厌氧消化pH值控制微生物动力学模型。根据该模型,运用MathWorks公司的Matlab6.5语言编制出“间歇厌氧消化过程pH值与产气量最优化”计算机运行程序。通过输入厌氧消化的基本工艺参数、实验初值,运用程序可计算出不同pH值条件下各种微生物、有机质、乙酸、氨氮及甲烷的变化曲线,通过比较得出甲烷产量最大时的pH值,并可通过控制厌氧系统在最佳pH值使系统的产气量达到最大。通过两组中高温厌氧消化对比实验验证模型对于不同温度条件下厌氧反应的有效性。实验结果表明,通过控制厌氧过程的pH值在模型预测的最佳值后,中温和高温厌氧消化过程的产气都比控制前稳定,而且产气量也平均提高20%左右。实验结果说明模型对中高温厌氧消化过程的稳定性及产气量的提高方面有比较显着的作用。通过两组对比实验验证模型在不同TS条件下的有效性。实验结果表明,通过控制厌氧过程的pH值在模型预测的最佳值后,各系统的产气较控制前稳定,而且产气量也有较大的提高。但在中温条件下,模型预测的不同TS条件下的最佳pH值基本相同,说明在厌氧系统中相对于温度而言TS对最佳pH值的影响不大。
二、OH~-、CO_3~(2-)和HCO_3~-碱度测定中S~(2-)的掩蔽方法研究（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、OH~-、CO_3~(2-)和HCO_3~-碱度测定中S~(2-)的掩蔽方法研究（论文提纲范文）
（1）锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 自然环境中的砷 |
| 1.1.1 概述 |
| 1.1.2 砷的危害 |
| 1.2 高砷地下水污染现状 |
| 1.2.1 我国高砷地下水的分布情况 |
| 1.2.2 目前高砷地下水的处理措施 |
| 1.3 过氧化氢-碳酸氢根体系研究进展 |
| 1.3.1 过氧化氢-碳酸氢根体系简介 |
| 1.3.2 过渡金属激活BAP体系研究进展 |
| 1.4 Mn~(Ⅱ/Ⅲ)-HCO_3~-配合物的研究进展 |
| 1.5 亚硫酸盐氧化研究现状 |
| 1.5.1 亚硫酸盐废水产生及处理现状 |
| 1.5.2 过渡金属氧化亚硫酸根体系研究现状 |
| 1.6 选题依据和主要研究内容 |
| 第2章 Mn~(Ⅱ)-BAP体系氧化As(Ⅲ)性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.2.3 实验分析方法 |
| 2.3 化学平衡计算软件Visual MINTEQ简介 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 Mn~(Ⅱ)-BAP体系对As(Ⅲ)的氧化能力 |
| 2.4.2 Mn~(2+)和HCO_3~-浓度对Mn~(Ⅱ)-BAP氧化性能的影响 |
| 2.4.3 pH对 Mn~(Ⅱ)-BAP氧化能力的影响 |
| 2.4.4 Mn~(2+)和HCO_3~-的预混合对As(Ⅲ)氧化性能的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 Mn~(Ⅱ)-BAP体系的氧化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及设备 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.2.3 实验分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中HCO_3~-的作用 |
| 3.3.2 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中各活性物种对As(Ⅲ)氧化的贡献 |
| 3.3.3 Mn~(Ⅱ)-BAP体系中的反应机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Mn~(Ⅱ)-SO_3~(2-)-DO体系对As(Ⅲ)催化氧化的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂及设备 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 实验分析 |
| 4.3 实验结果及讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点与不足 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（2）变渗透性粘性土弱透水层中砷的迁移转化机制 ——以江汉平原为例（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 粘性土弱透水层 |
| 1.2.2 粘性土弱透水层对下伏含水层水质的影响 |
| 1.2.3 粘性土弱透水层的压实 |
| 1.2.4 弱透水层与高砷含水层的伴生性及对高砷地下水形成的指示 |
| 1.2.5 砷的水文地球化学行为 |
| 1.2.6 江汉平原概况及高砷地下水现状 |
| 1.2.7 存在的问题 |
| 1.3 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 江汉平原弱透水层的水文地球化学特征 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 样品分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 弱透水层和下伏含水层的水文地球化学特征 |
| 2.4.2 弱透水层和下伏含水层中砷的垂向分布特征 |
| 2.4.3 弱透水层中砷的潜在迁移释放过程 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 江汉平原弱透水层对下伏含水层砷富集的影响 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 沉积物采样点位置分布 |
| 3.2.2 沉积物样品采集 |
| 3.2.3 沉积物孔隙水样品获取 |
| 3.2.4 弱透水层孔隙水监测 |
| 3.2.5 沉积物砷含量和形态测定 |
| 3.2.6 样品分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 多水平监测孔中砷的水文地球化学特征 |
| 3.3.2 沉积物地球化学特征 |
| 3.3.3 不同水文地质条件下弱透水层对含水层砷富集的影响 |
| 3.3.4 沉积压实作用下弱透水层对含水层砷富集的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 弱透水层沉积物压实释水过程中砷的释放机制 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 弱透水层沉积物压实释水过程中砷的释放机制 |
| 4.2.1 材料与方法 |
| 4.2.1.1 样品采集 |
| 4.2.1.2 实验方法 |
| 4.2.1.3 样品采集和分析 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.2.2.1 压实释水不同阶段孔隙水化学特征 |
| 4.2.2.2 压实释水不同阶段沉积物中砷赋存形态特征 |
| 4.2.2.3 压实释水各阶段中砷的释放机制 |
| 4.3 压实速率对弱透水层沉积物中砷释放的影响 |
| 4.3.1 材料与方法 |
| 4.3.1.1 样品采集 |
| 4.3.1.2 实验方法 |
| 4.3.1.3 样品采集与分析 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.3.2.1 不同压实速率对弱透水层沉积物的释水量影响 |
| 4.3.2.2 不同压实速率下弱透水层沉积物中砷的释放规律 |
| 4.3.2.3 不同压实速率下弱透水层沉积物中砷的释放量 |
| 4.4 压实模式对弱透水层沉积物中砷释放的影响 |
| 4.4.1 材料与方法 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.4.2.1 不同压实模式下弱透水层沉积物的释水量 |
| 4.4.2.2 不同压实模式下弱透水层沉积物中砷的释放规律 |
| 4.4.2.3 不同压实模式下弱透水层沉积物中砷的释放量 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 粘性土弱透水层对含水层砷富集的定量评价 |
| 5.1 粘性土弱透水层对含水层砷富集的定量评价 |
| 5.1.1 弱透水层底部1m沉积物压实过程中砷释放量的估算 |
| 5.1.1.1 评估方法 |
| 5.1.1.2 评价结果 |
| 5.1.2 研究区弱透水层中砷储量的评估 |
| 5.1.2.1 评估方法 |
| 5.1.2.2 评估结果 |
| 5.2 弱透水层中砷向下伏含水层迁移的概念模型 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）Ca2+、Mg2+//Cl--H2O体系CO2脱钙机理及模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水资源概况 |
| 1.2 海水脱盐技术 |
| 1.2.1 多效蒸馏技术(MED)及其结垢问题 |
| 1.2.2 多级闪蒸技术(MSF)及其结垢问题 |
| 1.2.3 反渗透法脱盐技术(RO)及膜污染 |
| 1.3 海水脱钙预处理方法及进展 |
| 1.3.1 离子交换法 |
| 1.3.2 化学沉淀法 |
| 1.3.3 阻垢剂分散法 |
| 1.3.4 膜法 |
| 1.4 化学反应动力学模拟 |
| 1.4.1 分子动力学(MD)模拟 |
| 1.5 动力学Monte-Carlo模拟 |
| 1.5.1 直接Monte-Carlo方法 |
| 1.5.2 动力学Monte-Carlo方法 |
| 1.5.3 Gillespie算法 |
| 1.5.4 Monte-Carlo应用的进展 |
| 1.6 本课题的研究背景 |
| 1.7 本课题的研究内容与意义 |
| 第二章 脱钙反应实验研究 |
| 2.1 实验仪器与药品 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 试剂的配制 |
| 2.1.4 实验装置 |
| 2.2 实验步骤与分析方法 |
| 2.2.1 实验步骤 |
| 2.2.2 钙镁离子浓度的测定 |
| 2.2.3 碱度的测定 |
| 2.2.4 固相成分的表征 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 以Mg(OH)_2做为碱源的实验研究 |
| 2.3.2 使用活化1h的 MgO做为碱源的实验研究 |
| 2.3.3 两种碱源的对比 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 脱钙反应机理研究 |
| 3.1 反应过程分析 |
| 3.1.1 氧化镁的消化过程分析 |
| 3.1.2 反应机理分析 |
| 3.2 热力学计算 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 脱钙反应模拟研究 |
| 4.1 气液传质模型 |
| 4.2 气泡尺寸分布的测定 |
| 4.3 模拟初值的确定 |
| 4.3.1 溶液组成 |
| 4.3.2 固相组成 |
| 4.4 动力学模拟 |
| 4.4.1 模型的确定 |
| 4.4.2 模拟算法 |
| 4.4.3 模拟步骤 |
| 4.4.4 模拟结果 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间所取得的相关科研成果 |
| 附录 A 模拟程序核心代码 |
| 致谢 |
（4）离子棒静电场处理电厂循环冷却水阻垢实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 本文研究的目的和主要内容 |
| 第二章 实验装置及实验流程 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 双通道工业循环冷却水动态模拟实验台 |
| 2.1.2 离子棒静电场阻垢处理器 |
| 2.2 阻垢处理器电场分布分析与计算 |
| 2.2.1 阻垢处理器腔内的电场分布示意图 |
| 2.2.2 阻垢处理器内的场强分布 |
| 2.2.3 阻垢处理器内的能量密度 |
| 2.3 阻垢处理实验流程 |
| 第三章 离子棒静电场的阻垢实验 |
| 3.1 实验用水和水质指标的检测 |
| 3.1.1 循环冷却水水质 |
| 3.1.2 实验用水的配制与检测 |
| 3.1.3 实验运行中水质指标的检测 |
| 3.2 实验用水中离子的损失与补充 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 实验参数及实验步骤 |
| 3.3.2 取水口位置及水质指标的检测方法 |
| 3.3.3 垢样的制备及保存 |
| 3.4 污垢热阻及阻垢率计算 |
| 3.5 阻垢率结果 |
| 3.5.1 平均阻垢率数据 |
| 3.5.2 污垢热阻和阻垢率实时监测数据 |
| 3.6 阻垢率结果分析 |
| 第四章 CaCO_3水垢晶体分析 |
| 4.1 CaCO_3水垢的结晶过程 |
| 4.2 扫描电镜分析 |
| 4.2.1 CaCO_3水垢的扫描电镜图片 |
| 4.2.2 CaCO_3水垢的扫描电镜分析 |
| 4.3 CaCO_3水垢的X射线衍射分析 |
| 4.3.1 CaCO_3水垢的物相检索 |
| 4.3.2 CaCO_3水垢的X射线衍射数据 |
| 4.3.3 CaCO_3水垢物相百分含量的变化 |
| 4.3.4 CaCO_3水垢结晶度的变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 循环冷却水水质指标变化分析 |
| 5.1 循环冷却水的水质指标 |
| 5.1.1 Ca~(2+) |
| 5.1.2 HCO_3~- |
| 5.1.3 Cl~- |
| 5.1.4 总硬度 |
| 5.1.5 SO_4~(2-) |
| 5.1.6 Na~+ |
| 5.1.7 pH值 |
| 5.1.8 电导率 |
| 5.1.9 黏度 |
| 5.2 碳酸钙溶解度的吸光度检测与分析 |
| 5.2.1 紫外-可见吸光度法简介 |
| 5.2.2 水中离子吸光度的测定 |
| 5.2.3 碳酸钙吸光度检测结果 |
| 5.3 水质指标和吸光度变化分析 |
| 5.3.1 水质指标变化分析 |
| 5.3.2 吸光度变化分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间研究成果 |
（5）工程水质简分析中应注意的问题及数据的合理性检验（论文提纲范文）
| 1 水质简分析中应注意的问题及解决方法 |
| 1.1 Mohr法测水中Cl- |
| 1.2 EDTA滴定Ca2+、Mg2+ |
| 1.3 EDTA间接滴定SO42- |
| 1.4 盐酸HCl测定碱度和侵蚀性CO2 |
| 1.5 碳酸钠Na2CO3滴定游离CO2 |
| 1.6分光光度法测定NH4+和NO3-[2] |
| 1.7测定电导率 |
| 2 数据的合理性检测 |
| 2.2溶液p H值与碱度、游离CO2间的关系 |
| 2.3总硬度与总碱度之间的关系 |
| 2.4水中阴、阳离子摩尔浓度的关系。 |
| 3结语 |
（6）混合原料厌氧发酵产氢产甲烷技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 厌氧发酵原理 |
| 1.2.1 厌氧发酵的生化过程 |
| 1.2.2 厌氧发酵产酸过程中的四种发酵类型 |
| 1.3 单相厌氧发酵产氢技术研究现状 |
| 1.3.1 高效产氢微生物的选育 |
| 1.3.2 厌氧发酵产氢生态因子调控 |
| 1.3.3 厌氧发酵产氢原料的研究 |
| 1.4 单相厌氧发酵产氢技术存在问题 |
| 1.5 两相厌氧发酵产氢产甲烷技术的提出及研究现状 |
| 1.5.1 两相厌氧发酵产氢产甲烷技术的提出及优势 |
| 1.5.2 两相厌氧发酵产氢产甲烷技术的研究现状 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 1.7 课题来源、研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 课题来源 |
| 1.7.2 研究内容和技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 接种物及原料 |
| 2.3 试验仪器及试剂 |
| 2.4 试验测定项目与方法 |
| 2.4.1 原料化学性质的测定 |
| 2.4.2 气相代谢产物的测定 |
| 2.4.3 液相代谢产物的测定 |
| 2.4.4 厌氧微生物的扫描电子显微镜观察 |
| 2.4.5 变性梯度凝胶电泳 |
| 3 四种原料厌氧发酵特性及其混合比例对产氢的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 原料的厌氧发酵产甲烷特性 |
| 3.3.2 原料混合比例对厌氧发酵产氢的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 混合原料厌氧发酵产氢工艺参数优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 牛粪和餐厨废弃物混合比例对产氢过程的影响 |
| 4.3.2 原料浓度对产氢过程的影响 |
| 4.3.3 水力停留时间对产氢过程的影响 |
| 4.3.4 混合原料产氢过程工艺参数响应曲面优化 |
| 4.4 小结 |
| 5 抑制物对混合原料厌氧发酵产氢过程的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验设计 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 油脂对混合原料厌氧发酵产氢过程的抑制 |
| 5.3.2 氯化钠对混合原料厌氧发酵产氢过程的抑制 |
| 5.3.3 乳酸对混合原料厌氧发酵产氢过程的抑制 |
| 5.3.4 氨对混合原料厌氧发酵产氢过程的抑制 |
| 5.4 小结 |
| 6 单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统性能对比 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验设计 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 单相产甲烷系统运行特性 |
| 6.3.2 两相产氢产甲烷系统运行特性 |
| 6.3.3 单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统运行性能比较 |
| 6.3.4 单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统动力学分析 |
| 6.3.5 单相产甲烷系统和两相产氢产甲烷系统菌群动态分析 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 8 特色与创新 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（8）AlCl3·6H2O和碱度对EGSB法处理城市污水的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪 论 |
| 1.1 城市污水处理 |
| 1.2 城市污水处理工艺 |
| 1.3 厌氧反应器 |
| 1.4 本论文的研究对象与意义 |
| 第2章 厌氧污泥颗粒化促进技术的研究进展 |
| 2.1 厌氧颗粒污泥的形成机理 |
| 2.2 厌氧污泥颗粒化的影响因素 |
| 2.3 聚合物对厌氧污泥颗粒化的影响 |
| 第3章 铝盐对EGSB 反应器处理城市污水的影响 |
| 3.1 厌氧生物处理过程的原理 |
| 3.2 铝盐在水处理方面已有的相关研究 |
| 3.3 实验设计与分析方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 碱度对EGSB 法处理城市生活污水的影响 |
| 4.1 实验方案、材料与操作 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 结论 |
| 第5章 城市生活污水厌氧处理的后处理工艺 |
| 5.1 稳定塘 |
| 5.2 活性污泥法 |
| 5.3 硫化物的去除 |
| 结论与研究展望 |
| 结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
| 附录B COD 微波消解滴定法 |
| 附录C 碱度-VFA 联合滴定法 |
| 附录D 厌氧污泥比产甲烷活性的测定 |
（9）厌氧工艺在生活污水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 国际水资源现状 |
| 1.2 生活污水厌氧处理研究现状 |
| 1.3 生活污水厌氧处理技术 |
| 1.3.1 厌氧接触工艺 |
| 1.3.2 ABR 折板式厌氧反应器 |
| 1.3.3 UASB |
| 1.3.4 EGSB |
| 1.3.5 IC 反应器 |
| 1.3.6 UBF 反应器 |
| 1.4 研究背景及研究内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 城市生活污水厌氧处理反应机理及模型设计 |
| 2.1 厌氧反应机理 |
| 2.2 反应器模型设计 |
| 3 城市生活污水厌氧处理中试研究 |
| 3.1 中试设计 |
| 3.1.1 中试设计进出水水质、水量 |
| 3.1.2 中试设计参数选择 |
| 3.2 中试结果及讨论 |
| 3.2.1 负荷对厌氧处理单元的影响 |
| 3.2.2 碱度对厌氧处理单元的影响 |
| 3.2.3 催化剂对厌氧处理单元的影响 |
| 3.2.4 混合强度的影响 |
| 3.2.5 产气量 |
| 3.2.6 中试温度对厌氧处理效果的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 厌氧处理反应动力学模型 |
| 4.1 模型建立 |
| 4.2 模型验证 |
| 5 后续处理工艺评价 |
| 5.1 CASS 工艺 |
| 5.2 生物接触氧化 |
| 5.3 氧化沟 |
| 5.4 短程硝化 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）城市有机垃圾厌氧消化pH控制动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 插图索引 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市有机垃圾的特性与危害 |
| 1.1.1 城市生活垃圾的产生量 |
| 1.1.2 城市生活垃圾的组成成分 |
| 1.1.3 城市有机垃圾的危害 |
| 1.2 城市生活垃圾的主要处理技术 |
| 1.2.1 卫生填埋 |
| 1.2.2 焚烧 |
| 1.2.3 好氧堆肥 |
| 1.3 城市垃圾厌氧消化处理 |
| 1.3.1 厌氧消化基本原理 |
| 1.3.2 厌氧消化的影响因素 |
| 1.3.3 厌氧消化主要工艺 |
| 1.4 pH 的影响因素 |
| 1.4.1 碱度 |
| 1.4.2 挥发性脂肪酸(VFA) |
| 1.4.3 氨氮 |
| 1.5 厌氧消化模型及pH 控制动力学 |
| 1.5.1 几种常见厌氧反应器的基本模型 |
| 1.5.2 厌氧消化过程pH 的控制 |
| 1.6 本文构想 |
| 第2章 厌氧消化体系pH 控制动力学模型的建立 |
| 2.1 厌氧处理微生物生态学 |
| 2.1.1 非产甲烷细菌为产甲烷细菌提供生长繁殖的底物 |
| 2.1.2 非产甲烷细菌为产甲烷细菌创造了适宜的氧化还原电位 |
| 2.1.3 非产甲烷细菌为产甲烷细菌清除了有毒物质 |
| 2.1.4 产甲烷细菌为非产甲烷细菌的生化反应解除了反馈抑制 |
| 2.1.5 非产甲烷细菌和产甲烷细菌共同维持环境中的适宜pH 值 |
| 2.2 厌氧动力学模型基础 |
| 2.2.1 无抑制的动力学模型 |
| 2.2.2 抑制动力学模型 |
| 2.3 厌氧消化过程pH 控制动力学模型的建立 |
| 2.3.1 水解阶段动力学 |
| 2.3.2 发酵产酸阶段动力学 |
| 2.3.3 产甲烷阶段动力学 |
| 第3章 中高温厌氧消化pH 控制动力学研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析检测方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 中高温厌氧消化pH 与 VFA 关系分析 |
| 3.2.2 模型对实验1 产甲烷量的预测 |
| 3.2.3 pH 值与产气量的优化 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 不同TS厌氧消化pH控制动力学研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同 TS 厌氧消化pH 与 VFA 变化分析 |
| 4.2.2 模型对实验1 产甲烷量的预测 |
| 4.2.3 pH 值与产气量的优化 |
| 4.3 小结 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 附录 A（攻读学位期间所发表的学术论文） |
| 附录 B（厌氧消化pH 控制动力学模型主要程序） |
| 致谢 |
四、OH~-、CO_3~(2-)和HCO_3~-碱度测定中S~(2-)的掩蔽方法研究（论文参考文献）
- [1]锰碳酸氢根配合物激活过氧化氢/亚硫酸根氧化As（Ⅲ）的研究[D]. 孟子贺. 天津大学, 2020(02)
- [2]变渗透性粘性土弱透水层中砷的迁移转化机制 ——以江汉平原为例[D]. 肖骢. 中国地质大学, 2019(02)
- [3]Ca2+、Mg2+//Cl--H2O体系CO2脱钙机理及模拟研究[D]. 张焱. 河北工业大学, 2018(07)
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