一、电解-Fenton法处理除草剂废水的研究（论文文献综述）
仇植[1]（2020）在《铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水》文中提出环氧树脂废水是一种高、浓度有机含盐工业废水,其成分复杂,很难通过常规工艺进行有效处理。本文采用铁炭微电解-Fenton氧化联合技术对环氧树脂生产废水进行预处理,然后采用UASB-SBR进行生物处理,同时将筛选得到的两株嗜盐菌按一定比例制成复合菌剂,投加进SBR反应器进行生物强化处理。首先探究了铁炭微电解-Fenton氧化预处理环氧树脂生产废水过程的主要影响因素,并对各工艺参数进行了优化。结果表明,铁炭微电解的最佳工艺条件为:铁炭体积比为1:1,废水初始pH值为2.0,反应时间120 min,此时CODCr去除率为21%,出水中Fe2+浓度在7.24mmol·L-1左右,满足后续Fenton氧化法对Fe2+的需求。Fenton氧化法的最佳工艺条件为:Fe2+浓度为7.24 mmol·L-1,pH值为3.0,H2O2投加总量为190 mmol·L-1,分四次投加,于常温下反应60 min,CODCr去除率为69.3%。铁炭微电解-Fenton氧化预处理组合工艺对CODCr的去除率可达约75%,出水CODCr为2200 mg·L-1左右,废水的B/C从最初的0.21升高到0.43,可生化性得到显着改善,为后续的生物处理降低了负荷。采集环氧树脂生产企业二沉池配水井的含泥样品,通过富集、驯化筛选、分离纯化得到两株嗜盐菌HO2和HO3。通过菌体形态分析、生理生化特性表征和16S rRNA基因测序结果在NCBI数据库中比对分析,结果表明HO2为一株棒状杆菌属细菌（Corynebacterium sp.）,HO3为一株希瓦氏菌属细菌（Shewanella sp.）。HO2和HO3的最适生长条件为:摇床转速120 r·min-1,pH值7.0～8.0,温度分别为35℃、30℃。此外,两株菌分别可在10～80 g·L-1和10～60 g·L-1的NaCl浓度范围内正常生长,说明均具有较好适应盐度变化的能力。采用生物处理工艺UASB/SBR联用对预处理出水进行进一步处理,研究了不同盐度和水力停留时间（HRT）的影响。当预处理出水氯离子浓度为25 g·L-1,CODCr浓度为2200 mg·L-1时,进水pH值调节为中性,UASB反应器在HRT为48 h时CODCr去除率约为57%。采用SBR反应器对UASB出水做进一步处理,CODCr去除率为49.6%。将筛得的两株嗜盐菌HO2和HO3的培养液按1:2体积比制成菌剂,当菌剂投加量为12%时,对环氧树脂生产废水中有机物的去除率可达80.8%,出水CODCr浓度为198 mg·L-1左右,可以满足工业园区污水处理厂的接管标准。
杨自力,刘欢,陈灿,钟若楠,张燕,马林,秦岳军,干兴利[2]（2020）在《杂环类农药废水处理的研究进展》文中研究指明介绍了杂环类农药废水的来源及危害。从化学法、物理法、生物法3个方面综述了杂环类农药废水处理工艺,分析了各处理方法的原理和优缺点,列举了相关研究案列,展望了杂环类废水处理技术的趋势和发展方向。
张策[3]（2020）在《UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究》文中研究表明农药废水毒性强、难生物降解物质多,处理难度大,对水环境污染严重。Fenton法作为一种典型的高级氧化法,可依靠芬顿试剂的强氧化性,将难以降解的大分子物质氧化为小分子无毒物质,对难降解的工业废水有较好的处理效果。但在实际应用中,传统Fenton法还存在处理成本高、pH值适用范围窄、处理效果难以满足要求等不足。近年来,Fenton法的改进与强化是高级氧化法的一个研究方向,其中投加催化剂、光催化氧化是研究热点之一。本试验主要研究UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水的效果及工艺条件,为农药废水的高效处理及实际应用提供技术依据。以大连瑞泽农药厂二期农药废水为研究对象,通过小试试验研究UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水的效果及工艺参数,研究内容包括:Fenton体系、UV/Fenton体系和UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系处理农药废水的效果研究,pH值、反应时间、H2O2投加量及催化剂投加量等因素影响的研究,最佳工艺参数的确定。单独使用H2O2虽可对农药废水产生一定处理效果,但有机物降解效率极低,均不过10%。使用传统Fenton法处理农药废水,当pH为4,H2O2投加量为16mL/L,FeSO4·7H2O投加量为2g/L时,农药废水中的COD去除率最高可达85.17%。紫外光的辐射可较大程度上提高Fenton试剂对有机污染物的处理效果,试验中使用UV/Fenton法处理农药废水,在pH为4,H2O2投加量为12mL/L,投加次数为4,FeSO4·7H2O投加量为1.6g/L,紫外灯功率为40W,光照反应为60min时,COD去除率可达91.16%,相比于传统Fenton法,对COD的去除率可提升6%左右。在UV/Fenton法内投加高效复合催化剂FeOX-CeOX-CSC,能够提高处理效果,并降低处理成本。正交试验的结果表明,当pH为3,H2O2投加量为12mL/L,FeOX-CeOX-CSC复合催化剂投加量为6g/L,光照反应为45min时,反应达到最佳条件,COD去除率可高达95.14%,且在最佳反应条件下,农药废水色度可由320倍降至16倍,色度去除率达到95%。UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系对农药废水降解效果显着,且复合催化剂FeOX-CeOX-CSC可重复利用性高,5次重复利用后对COD去除率仍可达到80%以上,不仅节省了药剂成本,而且极大程度上克服了Fenton反应产泥量高的弊端。采用UV/FeOX-CeOX-CSC Fenton体系处理农药废水,对减轻农药废水对水环境的污染具有重要意义。
王忠华[4]（2019）在《Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究》文中研究指明我国油田普遍进入开采中后期,采出液含水率普遍偏高,个别甚至高达95%以上。由于我国油气开采量巨大,每年产生的油田污水约1012亿立方米,已成为我国环境不可忽视的污染源之一。与其它工业污水不同,油田污水成份极其复杂,且油、聚合物等有机污染物含量高。其中,聚合物浓度随聚合物驱油技术的推广而不断增加,已成为油田污水处理的难点与重点之一。传统氧化剂难以有效脱除有机污染物,不适于含聚污水处理。发展对聚合物脱除效果明显的新型氧化技术迫在眉睫。以Fenton体系为代表的高级氧化技术是降解聚合物等有机污染物的有效手段之一。然而,氧化剂H2O2利用率低是Fenton体系难以攻克的瓶颈。该瓶颈涉及的是活性自由基的生成及有效利用问题。结合油田含聚污水特性,通过Fenton体系反应路径的合理调控,加快活性自由基生成速率同时避免活性自由基无效消耗,是提高体系氧化能力和H2O2利用率的有效手段。本文为分析添加剂对Fenton体系氧化能力的促进机理,采用实验方法,首先研究了Fenton体系·OH浓度的分光光度检测方法,并采用提出的改进方法对Fenton体系·OH浓度进行了检测;以亚甲基蓝（MB）作为典型有机污染物分析了Fenton体系降解有机污染物机制与基本规律;在此基础上研究了Fenton体系降解有机污染物的促进方法、主要反应参数及反应物添加方式对Fenton/添加剂体系降解污染物的影响;最后实验验证了Fenton/添加剂体系对模拟含聚污水的处理效果。分析了中性条件下现有Russell反应机理的分光光度法检测溶液中·OH浓度存在的问题,发现显色剂坚牢蓝BB盐（FBBs）会对·OH生成终产物重氮砜的检测产生干扰,进而影响现有方法的检测精度。发现FeSO4可以有效抑制萃取剂对FBBs的萃取量,大幅度削弱该干扰,使其测量精度提高至7%。二甲基亚砜（DMSO）对检测的影响与浓度有关,当其浓度低于1945 mmol·L-1时,不会影响重氮砜的检测。H2O2浓度对测试结果有显着影响,低浓度H2O2不会干扰测试。在此基础上提出了Fenton体系内·OH浓度检测的改进型方法,即将浓度为0.51 mmol·L-1的H2O2溶液以0.5 mL·min-1的速率缓慢注入Fenton离子体系中。O2-·对MB氧化能力较强,但由于其浓度极低,不是传统Fenton体系氧化MB的主要活性物质。Fenton体系内氧化MB的主要活性物质是·OH。Fenton体系降解MB过程分为快速反应阶段和匀速反应阶段。H2O2在初期的快速反应阶段的利用效率远高于匀速反应阶段,原因是·OH的生成速率快。反应·OH+HO2·→H2O+O2是Fenton体系H2O2无效消耗的主要原因。减弱·OH和HO2·之间的无效反应是提高Fenton体系H2O2利用效率的可行方法。随温度升高,Fenton体系的MB降解率下降。体系对MB的降解能力随H2O2初始浓度增加呈现先升高后降低的趋势。体系对MB降解能力随Fe2+初始浓度的增加而单调增加。MB降解速率随MB初始浓度的增加而增加。通过添加剂提高H2O2向·OH的生成速率,减少HO2·的生成是提高体系氧化能力及H2O2利用率的有效手段。对比了盐酸羟胺、亚硫酸钠、对苯二酚和抗坏血酸四种添加剂对Fenton体系降解模拟污染物的促进作用。由于抗坏血酸促进作用明显且环境友好而被确定为最终添加剂。添加抗坏血酸后的体系·OH浓度明显提高。原因是添加的抗坏血酸优先与体系内Fe3+反应,使其快速还原为Fe2+,加快了·OH的生成速率,大幅度提高体系氧化能力。随温度升高,采用添加剂的Fenton/C6H8O6体系对MB降解效果不断增强。体系对MB的降解能力随H2O2初始浓度和Fe2+初始浓度的增加呈现先升高后降低的趋势。MB降解速率随MB初始浓度的增加而增加。当温度超过30℃后,分次添加抗坏血酸方式对体系降解污染物促进作用明显。研究了Fenton/C6H8O6体系对含聚污水的降解效果。Fenton/C6H8O6体系降解含聚污水效果明显高于传统Fenton体系,最高降解率接近95%。C6H8O6添加量对降解效果有一定影响,最佳[C6H8O6]0:[Fe2+]0为3:1。随温度升高,Fenton/C6H8O6体系的含聚污水降解率逐渐增大。随H2O2及Fe2+初始浓度的增加,含聚污水降解率均先升高后降低。随含聚初始浓度的增加,含聚污水降解量增加,但降解率减小。三次添加方式的降解效果优于一次添加方式。与Fenton体系相比,Fenton/C6H8O6体系聚合物脱除率提高了近1.4倍,H2O2利用率提高了近2倍。
周恩普[5]（2019）在《混凝沉淀-MVR-微电解-芬顿-SBR法处理精喹禾灵农药废水》文中进行了进一步梳理安徽省某农药企业在精喹禾灵生产过程中产生大量废水,该废水具有污染物浓度高,有机成分复杂,盐分含量高,可生化性差等特点,传统的生物处理无法满足排放要求。因此,开发出一套行之有效的处理工艺实现该废水的达标排放具有重要的现实意义。本课题针对精喹禾灵农药废水水质特点及各种处理技术的适用性,提出采用混凝沉淀-MVR-微电解-芬顿-SBR法组合工艺对其进行处理,以COD与盐分去除率、BOD5/COD的变化等为衡量指标确定工艺的最佳参数,为工程设计提供数据基础。工程的投产与运行证明了组合工艺对精喹禾灵农药废水处理的可行性,同时为同类废水的处理提供了一定参考。具体研究内容与结论如下:1、采用混凝沉淀-MVR作为一级预处理工艺。对混凝沉淀阶段的混凝剂种类进行了筛选,并通过单因素实验确定了最佳工艺参数,同时考察了MVR系统对混凝沉淀出水的处理效果。结果表明:对于实验废水,PAC的处理效果明显优于其他混凝剂。混凝沉淀的最佳工艺参数为:PAC投加量为5.0g/L、PAM投加量为15mg/L、废水初始pH值为8.0、沉降时间为15min,此时COD、SS和色度去除率分别为20.9%、37.5%和45.2%。MVR蒸发系统在运行稳定的情况下,可实现83.1%的水回收率,系统脱盐率和COD去除率分别达到97.1%和91.5%,浓缩倍数为5.75倍。精喹禾灵农药废水经一级预处理后,COD和TDS浓度分别由47670和49580mg/L降至3860和1424mg/L,BOD5/COD由0.09提高至0.26左右。2、采用微电解-芬顿作为二级预处理工艺。通过单因素与BBD响应面实验,确定了微电解和芬顿各影响因素的主次顺序与交互作用,并获得了最佳工艺参数。结果表明:微电解阶段各因素影响COD去除率的主次顺序为初始pH>铁碳投加量>反应时间,其中铁碳投加量与初始pH之间存在交互作用。微电解的最佳工艺参数为:铁碳投加量为658g/L、废水初始pH为2.6、反应时间为3.9h,此时COD去除率为32.6%。芬顿阶段各因素影响COD去除率的主次顺序为初始pH>H2O2投加量>FeSO4·7H2O投加量,其中H2O2投加量与FeSO4·7H2O投加量和初始pH之间均存在交互作用。芬顿的最佳工艺参数为:H2O2投加量为3.5mL/L、FeSO4·7H2O投加量为1.2g/L、废水初始pH为3.6、反应时间为4h,此时COD去除率为30.5%。精喹禾灵农药废水经过二级预处理后,COD浓度降至1800mg/L左右,BOD5/COD提高至0.39左右。3、采用SBR法作为生物处理工艺。对SBR法的污泥驯化进行了研究,并通过单因素实验确定了最佳工艺参数。结果表明:SBR工艺驯化启动周期约为47天。SBR法的最佳工艺参数为:曝气方式为限制性曝气,曝气时间为14h,曝气量为0.2m3/h,MLSS为3000mg/L,进水pH为8,此时COD和NH4+-N的去除率分别为81.5%和91.1%。精喹禾灵农药废水经过SBR生物处理后,COD、NH4+-N、TN、TP浓度分别低于320、8.0、30.0、3.0mg/L。4、将混凝沉淀-MVR-微电解-芬顿-SBR法组合工艺应用于工程实践。结果表明:该组合工艺抗冲击负荷能力强,处理后的水质良好稳定,实际运行数据与实验数据基本保持一致。组合工艺对COD、TDS、TN、TP的平均去除率分别为99.4%、97.2%、72.4%、89.8%、93.5%。出水水质达到了《污水综合排放标准》[GB8978-1996]三级排放标准,并满足企业所在城镇污水处理厂的接管要求。
唐一鸣[6]（2018）在《混凝-Fe/C微电解-Fenton耦合技术处理聚合物钻井废水的实验研究》文中研究指明随着我国天然气开发行业脚步的加速,钻井废水逐渐成为工业废水处理的新热点。本论文以聚合物钻井废水为研究对象,采用CODcr、色度和UV254作为主要污染指标,选择混凝-Fe/C微电解-Fenton耦合工艺作为处理方法,探究用其处理难降解钻井废水的可行性;采用单因素实验和正交实验方法确定该工艺的最佳反应参数条件,通过紫外-可见光谱、三维荧光光谱分析,揭示废水中污染物特性变化和该工艺在难降解钻井废水处理中的作用机制。本研究取得的主要结果如下:（1）在复合混凝实验中,比选了4种混凝剂后,确定了（Al2（SO4）3）和PAM作为混凝剂。并通过单因素实验和正交实验确定了最佳混凝条件为（Al2（SO4）3）投加量1.0g/L,PAM投加量50mg/L,pH值8左右,搅拌时间为3min,此时钻井液废水CODCr、色度和UV254去除率分别可达到为81.92%、99.4%和81.02%;三维荧光光谱和紫外光谱分析的结果显示,聚合物钻井废水主要污染物由聚纤维素、聚丙烯酰胺、CMC（羧甲基纤维素）、钻井液用防塌润滑剂FRH等聚合物添加剂、芳香烃类化合物及可见区类富里酸物质组成,在经过（Al2（SO4）3）-PAM复合混凝工艺处理后,大分子浓度显着降低,废水中胶体被破坏,分子结构趋于简单。（2）利用传统Fenton氧化法处理经混凝后的钻井废水,考察在不同pH、双氧水投加量、Fe2+投加量以及反应时间对废水中COD、色度和UV254去除率的影响。结果表明,在初始pH=3、双氧水投加量为5mg/L、Fe2+投加量为2g/L时、反应150min,COD、UV254和色度去除率达到最大值79.94%、83.33%和91.93%;紫外光谱和三维荧光光谱的分析结果显示,Fenton氧化工艺能较快的去除混凝后钻井废水中的污染物质,氧化处理后废水芳香性降低和共轭体系有机物得以去除,结构趋于简单,各类有机物浓度显着降低。但是其出水中仍然含有少量的污染物质,出水的COD等主要指标仍不能满足我国工业废水排放标准（《污水综合排放标准》GB8978-1996一级标准）。（3）采用Fe/C微电解-H2O2耦合工艺对钻井废水混凝出水进行了处理,考察了不同Fe/C填料投加量、溶液pH值、气水比、H2O2（30%）投加量和反应时间对钻井废水COD（化学需氧量）、UV254和色度去除率的影响;通过类比不同体系下钻井废水处理效果对其反应机理进行了研究,并通过紫外光谱和三维荧光光谱技术对钻井废水中有机物变化及反应机理进行了研究。Fe/C-H2O2耦合工艺的最佳实验条件:溶液pH值为3、H2O2（30%）投加量为2 ml/L、Fe/C填料投加量为400g/L、气水比为5:1、反应时间为120 min,此时钻井废水COD、UV254和色度去除率分别达到94.76%、94.16%和93.37%。在类比实验中,Fe/C-H2O2体系COD去除率最高,Fe/C微电解耦合H2O2具有协同效果,Fe/C微电解-H2O2耦合工艺优于传统的Fenton工艺。紫外光谱和三维荧光光谱显示,Fe/C-H2O2耦合工艺出水中芳香化程度和聚合度大幅降低,高分子量物质的完全降解为小分子,处理后废水分子结构趋于简单。出水的COD等各类指标完全能满足我国工业废水排放标准（《污水综合排放标准》GB8978-1996一级标准）。本研究不仅有助于拓展和深化钻井废水的处理方法,而且可为同类型的难降解废水的处理提供新的思路。
许传坤[7]（2017）在《多效蒸发—微电解-Fenton-VTBR-Fenton组合工艺处理农药废水的研究与应用》文中指出农药废水是农药生产废水的总称,其主要来源于生产加工除草剂、杀虫剂、杀菌剂等农药的过程中,所产生的含有大量难降解有机污染物,含有大量悬浮污染物,色度较深,盐度较高,具有很强生物毒性的综合废水。针对此类废水的性质,常规水处理工艺处理效果差,处理成本高。本文通过试验研究探索以多效蒸发、铁碳微电解-Fenton氧化、厌氧好氧VTBR、深度氧化处理技术,进行有效组合,对其进行综合处理。以盐度变化、CODcr去除率、B/C变化、处理成本等为依据进行废水处理工艺合理组合,确定工艺的最佳运行控制参数,为工程设计提供科学的数据基础。工程的设计投产和运行调试,有效证明了组合工艺对于快达农化废水处理的可行性,同时为同类污水处理提供理论参考。本文通过实验证明针对快达农药生产废水的水质特性,采用多效蒸发脱盐技术,在酸性条件下进行蒸发脱盐,能有效截留有机胺盐,与常规蒸发技术相比,蒸出液总氮含量由400mg/L下降到140mg/L,降低后段氨氮负荷。通过试验分别探索臭氧氧化、臭氧/紫外催化氧化、微电解、芬顿氧化、微电解-芬顿氧化组合工艺预处理农药生产废水的最佳初始pH、药剂投加量和反应停留时间等,从C0Dcr去除率、B/C的变化和处理运行成本等方面考虑,证明微电解-芬顿氧化联合工艺预处理农药废水的可行性和经济性,为农药废水的工业化处理提供参考和科学的数据基础。在初始pH为3,双氧水投加量10ml/L的条件下,C0Dcr去除效果最高能达到51.7%,废水B/C能提升到0.37,吨水处理成本为11.47元/吨。通过试验研究,确定生化VTBR工艺驯化启动周期约60天,去除率能够达到80%以上,满足工程设计需求。通过试验研究证明:对于快达农药生产废水当盐度超过20000mg/L,将对微生物去除能力造成较大抑制,CODcr去除率由85.4%降低到60%以下。通过试验探索采用芬顿氧化技术作为此类废水末端深度氧化处理技术的可行性,同时研究以芬顿氧化作为末端深度处理,芬顿氧化药剂量与CODcr去除量的线性关系,得出双氧水投加量与CODcr去除量的质量比约为2:1。本文最终证明采用多效蒸发-微电解-芬顿氧化-VTBR生化-芬顿氧化组合工艺处理快达农药生产废水,其对废水CODcr去除率能达到98.3%以上,出水各项水质指标满足达标排放要求,并将工艺设计投产运营,工程项目运行稳定,出水达标。
李辰茹[8]（2017）在《基于污染物分子结构的降解工艺设计及降解机制的研究》文中提出农药废水为各类工业废水治理中难度最大的废水,其突出特点在于:1)废水中所含有机物浓度较高;2)污染物成分复杂且毒性大;3)难降解物质多;4)大多具有刺激性气味。若无法对农药废水进行针对性的高质量、高效率处理,则会对周边环境、地下水等产生严重的影响,最终危及人类健康。本文针对合作企业废水中富含苯并咪唑类、苯胺类、酰胺类等富电子物质,但同时也含有氰化物、吡啶、氨氮类、硫化物等缺电子物质。针对废水中难降解有机物成分及其分子结构、废水排量、色度等因素,设计开发Fe/C微电解-Fenton氧化双效耦合工艺。工艺中Fe/C微电解过程能利用电位差,形成原电池,同时产生大量初生态的Fe2+和高化学活性的氢自由基,使杂环类物质发生断裂、开环,将有毒性的大分子降解为生化性好的小分子。此外,对于含吸电子基团的有机物,Fe/C微电解过程可以将其吸电子基团还原为推电子基团,以有利于后续Fenton氧化反应的进行。微电解过程产生的微小气泡,起到搅拌和气浮作用,能够加速反应的进行并将细小胶体颗粒脱离催化剂表面,使其聚集成大颗粒沉降去除。Fe/C微电解过程产生的Fe2+作用于随后进行的Fenton氧化反应中,利用Fe2+催化氧化剂产生的羟基自由基降解电子云密度高的富电子化合物。为了提高传统Fenton的降解效率,本文根据反应动力学机制,首次采用特殊的加料方式,充分利用H202产生具有强氧化能力的羟基自由基OH·,达到增效和减排的目的,通过Fe/C微电解-Fenton氧化工艺处理的COD去除率能达到85.2%以上,BOD/COD值从0.100以下增至0.400以上,使可生化性大为提高。本论文主要工作如下:（1）通过对废水中污染物成分与结构的分析,选用Fe/C微电解-Fenton氧化技术耦合处理富含苯并咪唑类、苯胺类、酰胺类等富电子物质,和氰化物、吡啶、氨氮类、硫化物等缺电子物质的农药废水。通过正交试验,优化工艺参数,包括Fe/C微电解温度、曝气量,Fenton反应温度、H202加料方式等。（2）鉴于废水来源于合作企业混合池,为了提高Fe/C微电解-Fenton氧化技术对废水降解效率,取各单一工段废水分别进行Fe/C微电解-Fenton氧化技术处理,分析磷酸根离子浓度等对处理效率的影响。（3）为了研究废水中主要污染物的降解途径,配置仅含有单一物质的实验室用水进行Fe/C微电解-Fenton氧化技术处理,采用观察紫外光谱、红外光谱、液质联用等分析手段,研究废水中主要污染物在Fe/C微电解-Fenton氧化技术中的降解途径。（4）对Fe/C微电解-Fenton氧化技术的实际工业处理成本进行计算和比较,并进行了工业化应用可行性分析。
余丽胜[9]（2017）在《超声强化铁碳微电解耦合Fenton法降解硝基苯废水》文中研究表明铁碳微电解还原法是一种处理硝基苯废水的有效方法。该法将硝基苯苯环上的硝基还原为胺基,活化苯环,使其更易于氧化或生化处理。然而铁碳微电解床在处理有机废水的长期运行过程中,常存在铁碳填料易钝化、难连续可用的问题,造成该法需周期性停止,进行填料清洗再生,从而增加废水处理成本且致使铁碳微电解工艺难以连续长期高效运行。针对铁碳微电解存在的问题,本文提出超声强化铁碳微电解降解硝基苯的思路:将超声与铁碳微电解联用降解硝基苯废水,利用超声的空化作用强化铁碳微电解降解硝基苯废水,旨在提高铁碳填料的连续使用性。此外,本研究针对超声/铁碳微电解对硝基苯废水的低矿化度,将超声/铁碳微电解法与Fenton法耦合处理硝基苯废水,优化有机废水迁移转化的工艺条件。首先,采用超声/铁碳微电解法还原降解硝基苯废水,考察了零价铁（Fe0）剂量、活性炭（GAC）剂量、废水初始pH值、超声功率对超声/铁碳微电解法降解硝基苯的影响规律。结果表明:不更换填料时,超声/铁碳微电解法连续处理4批相同废水的硝基苯去除率均在90%左右;而在铁碳微电解法处理下,4次硝基苯去除率依次为52.01%、36.19%、25.16%、17.38%。采用SEM和EDS检测分析反应过程中铁碳填料表面形貌及元素组分,考察超声对铁碳微电解反应的强化机制。在超声的作用下,铁碳填料表面反应活性位点在反应过程中可连续再生,从而使铁碳微电解法能连续高效运行。本研究采用单因素法得到了降解硝基苯的适宜操作条件:Fe0剂量20 g·L-1,GAC剂量10 g·L-1,废水初始pH为4,超声功率为192 W。在此条件下,反应80 min,硝基苯的去除率可达93%。其次,在超声/铁碳微电解单因素实验基础上,采用响应面法建立了超声/铁碳微电解法对硝基苯去除率预测的工艺参数数学模型,且检验结果表明该模型拟合程度及准确度较高。实验因素贡献率为Fe0剂量≈废水初始pH值>超声功率>GAC剂量,且Fe0剂量与废水初始pH值之间,以及废水初始pH值与超声功率之间交互作用明显。再次,本研究将超声/铁碳微电解与Fenton法耦合深度降解硝基苯废水。结果表明:铁碳微电解-Fenton法连续处理4批硝基苯废水时,硝基苯最终去除率从69.4%降至31.66%,TOC去除率也从48.11%降至19.2%;而超声/铁碳微电解-Fenton法处理4批硝基苯废水时,硝基苯去除率均达到100%左右,TOC去除率均稳定至60%以上。与单纯铁碳微电解-Fenton法相比,超声不仅整体上强化了铁碳微电解-Fenton法降解硝基苯废水的效率,而且也提高了其对硝基苯废水矿化度。得到的适宜操作条件为:H2O2总投加量为4 mL并分五次添加,超声/铁碳微电解的出水pH调为4,反应30 min,最终硝基苯去除率达到100%,TOC去除率可达75%。最后,采用高效液相色谱及气相色谱-质谱联用仪对超声强化降解废水的中间产物进行了分析,并对其降解途径进行了推测。在超声/铁碳微电解作用下硝基苯的降解途径为:硝基苯先加氢还原为亚硝基苯,继而被还原为苯胲,最终转化为苯胺。苯胺在Fenton法作用下,先被氧化为对亚胺醌,继而氧化脱胺生成化学性质较不稳定的对苯醌;此外,超声/铁碳微电解处理后的废水中残留的硝基苯在Fenton法作用下,经氧化生成对硝基酚,再经脱硝也转化为对苯醌;对苯醌经氧化后分解生成草酸、丙二酸、丁二酸、反式丁烯二酸等小分子物质,最后彻底氧化分解为二氧化碳和水。
李丽芳,汪林,张炜铭,常毅,吕路,石家杰[10]（2017）在《高级氧化法处理光引发剂生产废水》文中指出分别采用臭氧氧化、微电解—Fenton氧化和电化学降解的方法处理COD为6 0008 000 mg/L、BOD5/COD为0.120.17的光引发剂生产废水,比较了3种方法对废水中COD的去除效果。实验结果表明:臭氧氧化反应2 h时废水COD去除率达35.9%,BOD5/COD为0.20;微电解反应4 h再Fenton氧化4 h后,废水COD去除率为38.2%,BOD5/COD为0.28;电化学降解2 h后废水COD去除率达83.9%,BOD5/COD为0.46,降解反应遵循零级反应动力学,反应速率常数为2.6 kg/（m3·h）。3种方法对光引发剂生产废水的处理效果顺序为:电化学降解>微电解—Fenton氧化>臭氧氧化。
二、电解-Fenton法处理除草剂废水的研究（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、电解-Fenton法处理除草剂废水的研究（论文提纲范文）
（1）铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的研究现状 |
| 1.1.1 高盐废水的来源 |
| 1.1.2 高盐废水的危害 |
| 1.1.3 环氧树脂生产废水的特点 |
| 1.2 高盐废水的物化处理 |
| 1.3 高盐废水的生物处理 |
| 1.4 高盐废水的投加嗜盐菌生物强化处理 |
| 1.4.1 嗜盐菌的筛选 |
| 1.4.2 高盐废水投加嗜盐菌生物强化处理 |
| 1.5 研究内容与意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 废水及污泥来源 |
| 2.2 所用培养基 |
| 2.3 实验试剂 |
| 2.4 实验仪器 |
| 2.5 实验装置 |
| 2.5.1 预处理反应装置 |
| 2.5.2 UASB反应装置 |
| 2.5.3 SBR反应装置 |
| 2.6 分析测定方法 |
| 2.6.1 化学需氧量(COD_(Cr))测定方法 |
| 2.6.2 五日生化需氧量(BOD_5)测定方法 |
| 2.6.3 总有机碳(TOC)测定方法 |
| 2.6.4 污泥指标测定方法 |
| 2.6.5 嗜盐菌的分离与纯化 |
| 2.6.6 嗜盐菌形态的观察 |
| 2.6.7 革兰氏染色 |
| 2.6.8 细菌总DNA抽提 |
| 2.6.9 PCR扩增 |
| 2.6.10 菌体浓度的测定 |
| 第三章 环氧树脂生产废水的预处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁炭微电解 |
| 3.2.1 铁炭体积比对微电解效果的影响 |
| 3.2.2 废水pH值对处理效果的影响 |
| 3.3 Fenton氧化 |
| 3.3.1 Fe~(2+)投加量对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.2 H_2O_2投加量对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.3 pH值对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.4 [H_2O_2/Fe~(2+)]摩尔比对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.5 H_2O_2投加方式对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.4 预处理废水可生化性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 嗜盐菌的分离、鉴定及生长特性研究 |
| 4.1 结果与讨论 |
| 4.1.1 嗜盐菌的驯化分离 |
| 4.1.2 嗜盐菌的形态观察 |
| 4.1.3 嗜盐菌的革兰氏染色 |
| 4.1.4 嗜盐菌DNA提取与PCR检测结果 |
| 4.1.5 菌株的16S rDNA序列分析和同源性比较 |
| 4.1.6 嗜盐菌的生长条件优化 |
| 4.2 本章小结 |
| 第五章 环氧树脂混合废水的生物强化处理研究 |
| 5.1 UASB反应器的处理研究 |
| 5.1.1 UASB反应器的启动 |
| 5.1.2 UASB反应器的启动阶段运行效果 |
| 5.1.3 UASB反应器的盐度驯化阶段运行效果 |
| 5.1.4 HRT对UASB反应器运行效果的影响 |
| 5.2 SBR反应器的处理研究 |
| 5.2.1 SBR反应器的耐盐驯化 |
| 5.2.2 SBR反应器驯化阶段运行效果 |
| 5.2.3 SBR反应器投加嗜盐菌 |
| 5.2.4 投加嗜盐菌前后SBR反应器的运行效果 |
| 5.2.5 投加嗜盐菌前后SBR反应器污泥性能的变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（2）杂环类农药废水处理的研究进展（论文提纲范文）
| 1 前言 |
| 2 杂环类农药废水处理技术 |
| 2.1 化学法 |
| 2.1.1 湿式氧化法 |
| 2.1.2 Fenton氧化法 |
| 2.1.3 臭氧氧化法 |
| 2.1.4 电催化氧化法 |
| 2.2 物理法 |
| 2.2.1 吸附法 |
| 2.2.2 吹脱法 |
| 2.2.3 蒸馏法 |
| 2.2.4 沉淀法 |
| 2.3 生物法 |
| 3 结论 |
（3）UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与目的意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.1.3 课题研究目的与意义 |
| 1.2 农药废水处理的国内外研究现状 |
| 1.2.1 农药废水的特点 |
| 1.2.2 物理化学法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.2.4 生物处理及组合技术 |
| 1.3 Fenton氧化法及其改进技术的研究进展 |
| 1.3.1 传统Fenton法处理废水的研究进展 |
| 1.3.2 传统Fenton法的改进与强化 |
| 1.3.3 UV/Fenton技术研究进展 |
| 1.4 存在问题分析 |
| 1.5 课题研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 实验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验仪器 |
| 2.3 试验试剂 |
| 2.4 试验用水 |
| 2.5 试验方法与分析方法 |
| 2.5.1 试验方法 |
| 2.5.2 分析方法 |
| 3 Fenton试剂法处理农药废水的试验研究 |
| 3.1 单独投加H_2O_2处理农药废水的试验研究 |
| 3.1.1 H_2O_2的理论投加量 |
| 3.1.2 pH值对处理效果的影响 |
| 3.1.3 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.1.4 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 3.2 Fenton试剂处理农药废水的试验研究 |
| 3.2.1 pH值对处理效果的影响 |
| 3.2.2 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.2.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 3.2.4 FeSO_4·7H_2O投加量对处理效果的影响 |
| 3.2.5 Fenton法处理农药废水的效果试验 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 UV/Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 4.1 单独使用UV光照处理农药废水的效果 |
| 4.2 UV/H_2O_2法处理农药废水的试验研究 |
| 4.2.1 光照时间对处理效果的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 4.3 UV/Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 4.3.1 紫外灯功率对处理效果的影响 |
| 4.3.2 温度对处理效果的影响 |
| 4.3.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 4.3.4 FeSO_4·7H_2O投加量对处理效果的影响 |
| 4.3.5 H_2O_2投加方式对处理效果的影响 |
| 4.3.6 UV/Fenton法处理农药废水的效果试验 |
| 4.4 本章小节 |
| 5 UV/FeO_X-CeO_X-CSC Fenton体系处理农药废水的试验研究 |
| 5.1 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料的催化性能研究 |
| 5.1.1 不同Fe/Ce负载比对催化剂性能的影响 |
| 5.1.2 活性炭投加量对催化剂性能的影响 |
| 5.1.3 焙烧温度对催化剂性能的影响 |
| 5.2 UV/FeO_X-CeO_X-CSC Fenton体系处理农药废水的研究 |
| 5.2.1 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂的投加对p H值范围的影响 |
| 5.2.2 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂的对光照时间的影响 |
| 5.2.3 H_2O_2投加量对处理效果的影响 |
| 5.2.4 FeO_X-CeO_X-CSC复合材料催化剂投加量对处理效果的影响 |
| 5.3 正交试验及验证 |
| 5.3.1 正交试验及结果分析 |
| 5.3.2 最佳反应条件的验证 |
| 5.4 催化剂重复使用性的研究 |
| 5.5 本章小节 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士学位期间所获荣誉情况 |
| 攻读硕士学位期间所获荣誉情况 |
| 致谢 |
（4）Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 创新点摘要 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 含聚污水处理方法 |
| 1.2.2 Fenton体系降解油田污水 |
| 1.2.3 Fenton体系降解污染物机理及·OH浓度定量检测 |
| 1.2.4 Fenton体系降解污染物的活性物质 |
| 1.2.5 Fenton体系降解污染物活性物质无效消耗路径 |
| 1.2.6 Fenton体系氧化能力促进方法 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 实验研究方法 |
| 2.1 Fenton体系内主要反应物测试方法 |
| 2.1.1 H_2O_2 浓度检测方法 |
| 2.1.2 Fe~(2+)/Fe~(3+)浓度检测方法 |
| 2.1.3 亚甲基蓝浓度检测方法 |
| 2.2 ·OH浓度检测方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 标准曲线的绘制 |
| 2.2.3 Fenton体系·OH浓度直接检测方法 |
| 2.2.4 DMSO对重氮砜产物检测影响的实验方法 |
| 2.2.5 DMSO对显色反应影响的实验方法 |
| 2.2.6 H_2O_2 对检测影响的实验方法 |
| 2.3 传统Fenton体系降解MB实验方法 |
| 2.3.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.3.2 Fenton体系降解MB活性物质判断实验方法 |
| 2.3.3 Fenton体系降解MB规律实验方法 |
| 2.4 Fenton/additive体系降解MB实验方法 |
| 2.4.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.4.2 实验方法 |
| 2.5 改进型Fenton体系处理含聚污水实验方法 |
| 2.5.1 化学试剂与实验仪器 |
| 2.5.2 含聚污水配置与测试实验方法 |
| 2.5.3 改进型Fenton体系降解含聚污水规律实验方法 |
| 第3章 Fenton体系·OH浓度定量检测方法改进研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 现有分光光度法检测·OH的问题分析 |
| 3.2.1 操作条件对检测结果的影响 |
| 3.2.2 FBBs干扰的削弱方法 |
| 3.2.3 萃取时间及FBBs添加量确定 |
| 3.3 改进型测试方法 |
| 3.3.1 改进型测试方法操作步骤 |
| 3.3.2 重氮砜产物标准曲线 |
| 3.3.3 检测方法的误差分析 |
| 3.4 Fenton体系·OH浓度检测 |
| 3.4.1 Fenton体系中·OH浓度直接测量 |
| 3.4.2 DMSO对·OH浓度检测的影响 |
| 3.4.3 H_2O_2 对·OH浓度检测的影响 |
| 3.4.4 Fenton体系中Fe~(2+)/Fe~(3+)的浓度 |
| 3.4.5 Fenton体系·OH浓度定量检测方法的改进 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Fenton体系降解污染物机制及特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Fenton体系降解MB机制研究 |
| 4.2.1 活性物质判断 |
| 4.2.2 体系内H_2O_2 无效分解路径 |
| 4.3 反应条件对体系降解MB的影响规律 |
| 4.3.1 反应温度的影响 |
| 4.3.2 H_2O_2 初始浓度的影响 |
| 4.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 4.3.4 MB初始浓度的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Fenton体系降解污染物的提效方法研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 添加剂的提效作用及优选 |
| 5.2.1 不同添加剂对体系氧化能力的影响规律 |
| 5.2.2 四种添加剂对体系氧化能力提效作用的对比 |
| 5.2.3 C_6H_8O_6对Fenton体系氧化能力的促进机制 |
| 5.3 反应条件对体系添加C_6H_8O_6 降解MB的影响规律 |
| 5.3.1 反应温度的影响 |
| 5.3.2 H_2O_2 初始浓度的影响 |
| 5.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 5.3.4 MB初始浓度的影响 |
| 5.4 添加剂添加方式的改进 |
| 5.4.1 分次添加C_6H_8O_6 对体系降解效果促进特性研究 |
| 5.4.2 添加次数对体系降解效果的影响 |
| 5.4.3 首次添加量对体系降解效果的影响 |
| 5.4.4 添加时间对体系降解效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 改进型Fenton体系降解含聚污水效果分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 C_6H_8O_6 添加量对改进型Fenton体系降解含聚污水的影响 |
| 6.3 反应条件对改进型Fenton体系降解含聚污水的影响规律 |
| 6.3.1 反应温度的影响 |
| 6.3.2 H_0_2 初始浓度的影响 |
| 6.3.3 Fe~(2+)初始浓度的影响 |
| 6.3.4 含聚初始浓度的影响 |
| 6.4 添加方式对Fenton体系降解含聚污水的影响 |
| 6.5 H_2O_2 利用效能分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（5）混凝沉淀-MVR-微电解-芬顿-SBR法处理精喹禾灵农药废水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 精喹禾灵农药废水概述 |
| 1.2.1 精喹禾灵简介 |
| 1.2.2 精喹禾灵农药废水水质特征 |
| 1.3 农药废水的研究现状 |
| 1.3.1 物化处理技术 |
| 1.3.2 生物处理技术 |
| 1.3.3 组合工艺处理技术 |
| 1.4 课题研究的来源、目的及内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 工艺路线的确定 |
| 1.4.4 课题的主要内容与方法 |
| 1.4.5 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验研究简要 |
| 2.2 混凝沉淀-MVR实验 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 主要实验药品与仪器 |
| 2.2.3 水质指标与测定方法 |
| 2.2.4 实验步骤 |
| 2.3 微电解-芬顿实验 |
| 2.3.1 实验用水 |
| 2.3.2 主要实验药品与仪器 |
| 2.3.3 水质指标与测定方法 |
| 2.3.4 实验步骤 |
| 2.4 SBR实验 |
| 2.4.1 实验用水与接种污泥 |
| 2.4.2 主要实验药品与仪器 |
| 2.4.3 实验装置 |
| 2.4.4 水质指标与测定方法 |
| 2.4.5 实验步骤 |
| 第三章 混凝沉淀-MVR实验研究 |
| 3.1 常用混凝剂的筛选 |
| 3.2 混凝沉淀单因素优化实验 |
| 3.2.1 PAC投加量对污染物去除率的影响 |
| 3.2.2 PAM投加量对污染物去除率的影响 |
| 3.2.3 初始pH对污染物去除率的影响 |
| 3.2.4 沉降时间对污染物去除率的影响 |
| 3.2.5 最佳组合参数重复实验 |
| 3.3 MVR系统的启动与运行 |
| 3.3.1 工艺概述 |
| 3.3.2 MVR系统的启动 |
| 3.3.3 MVR系统处理效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微电解-芬顿实验研究 |
| 4.1 微电解单因素优化实验 |
| 4.1.1 铁碳投加量对污染物去除率的影响 |
| 4.1.2 初始pH对污染物去除率的影响 |
| 4.1.3 反应时间对污染物去除率的影响 |
| 4.2 微电解响应面实验 |
| 4.2.1 响应面实验设计 |
| 4.2.2 响应面实验结果与分析 |
| 4.2.3 模型预测与实验验证 |
| 4.3 芬顿单因素实验 |
| 4.3.1 H_2O_2 投加量对污染物去除率的影响 |
| 4.3.2 FeSO_4·7H_2O投加量对污染物去除率的影响 |
| 4.3.3 初始pH对污染物去除率的影响 |
| 4.3.4 反应时间对污染物去除率的影响 |
| 4.4 芬顿响应面实验 |
| 4.4.1 响应面实验设计 |
| 4.4.2 响应面实验结果与分析 |
| 4.4.3 模型预测与实验验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 SBR实验研究 |
| 5.1 活性污泥的接种与培养 |
| 5.2 活性污泥的驯化 |
| 5.2.1 驯化期间COD浓度的变化 |
| 5.2.2 驯化期间污泥浓度、活性与沉降性能的变化 |
| 5.3 SBR单因素优化实验 |
| 5.3.1 曝气时间对污染物去除率的影响 |
| 5.3.2 曝气量对污染物去除率的影响 |
| 5.3.3 MLSS对污染物去除率的影响 |
| 5.3.4 进水pH对污染物去除率的影响 |
| 5.3.5 曝气方式对污染物去除率的影响 |
| 5.3.6 SBR连续运行效果分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 工程应用 |
| 6.1 精喹禾灵水质水量分析 |
| 6.2 污水处理站的设计 |
| 6.2.1 污水处理站工艺流程 |
| 6.2.2 主要构筑物、设备及设计参数 |
| 6.2.3 工艺特点 |
| 6.3 污水处理站运行效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（6）混凝-Fe/C微电解-Fenton耦合技术处理聚合物钻井废水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容与方法 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第2章 Al_2(SO_4)_3－PAM复合混凝预处理聚合物钻井废水的实验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 常规Fenton工艺处理聚合物钻井废水的实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Fenton耦合工艺处理聚合物钻井废水的实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（7）多效蒸发—微电解-Fenton-VTBR-Fenton组合工艺处理农药废水的研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国农药的生产现状 |
| 1.2 农药废水的特点 |
| 1.3 农药生产废水的危害 |
| 1.4 农药废水的常见处理工艺 |
| 1.5 小结 |
| 2 研究内容及方法 |
| 2.1 课题来源 |
| 2.2 研究目的和内容 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.4 项目检测和分析 |
| 3 脱盐工艺实验研究及工艺选择 |
| 3.1 废水脱盐工艺研究 |
| 3.2 试验装置及试验方法 |
| 3.3 高盐农药废水泡点与压力的试验研究 |
| 3.4 废水蒸发pH与COD_cr和总氮的试验研究 |
| 3.5 总结分析 |
| 4 预处理工艺运行效果试验分析和选择 |
| 4.1 臭氧氧化对农化废水处理的实验研究 |
| 4.2 臭氧/紫外催化氧化工艺处理废水的研究 |
| 4.3 微电解处理废水的实验研究 |
| 4.4 芬顿氧化处理农化废水的研究 |
| 4.5 微电解-芬顿组合工艺处理农药废水的研究 |
| 5 VTBR生化工艺运行效果分析 |
| 5.1 VTBR工艺简介 |
| 5.2 厌氧VTBR运行效果分析 |
| 5.3 好氧VTBR运行效果分析 |
| 5.4 盐度对生化去除率的影响试验研究 |
| 5.5 小结 |
| 6 芬顿氧化运行效率分析 |
| 6.1 芬顿氧化工艺选择 |
| 6.2 芬顿氧化影响因素的实验研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 工程应用 |
| 7.1 农药废水水质与水量分析 |
| 7.2 组合工艺流程 |
| 7.3 废水处理主要构筑物及设备 |
| 7.4 工程项目各单元运行性能分析 |
| 7.5 运行成本分析 |
| 7.6 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）基于污染物分子结构的降解工艺设计及降解机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药废水概述 |
| 1.2 农药废水处理技术论述 |
| 1.2.1 生物处理技术 |
| 1.2.2 物理处理技术 |
| 1.2.3 化学处理技术 |
| 1.3 本课题相关技术情况概述 |
| 1.3.1 Fe/C微电解氧化技术 |
| 1.3.2 Fenton氧化技术 |
| 1.4 本论文研究背景及内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器及设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 水中铁离子含量的检测及标准曲线的制作 |
| 2.3.2 水中总氮含量的检测及标准曲线的制作 |
| 2.3.3 水中总磷含量的检测及标准曲线的制作 |
| 2.3.4 水中氨氮含量的检测及标准曲线的制作 |
| 2.4 水质分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 微电解-Fenton联合降解工艺及优化 |
| 3.1 微电解-Fenton联合反应器的构建及处理步骤 |
| 3.2 微电解反应工艺参数的优化 |
| 3.2.1 温度对微电解反应效率的影响 |
| 3.2.2 曝气量对微电解反应效率的影响 |
| 3.3 Fenton反应工艺参数的优化 |
| 3.3.1 温度对Fenton反应降解效率的影响 |
| 3.3.2 过氧化氢加入方式对Fenton反应降解效率的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微电解-Fenton联合处理单一工段废水 |
| 4.1 微电解-Fenton联合处理单一工段废水 |
| 4.1.1 缩合工段废水的处理 |
| 4.1.2 氧化工段废水的处理 |
| 4.1.3 环合工段废水的处理 |
| 4.2 对提高环合工段废水微电解-Fenton处理效果的试验 |
| 4.2.1 环合工段废水除磷预处理 |
| 4.2.2 环合工段废水光Fenton预处理 |
| 4.2.3 环合工段废水吸附预处理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 废水中主要难降解化合物降解机制的研究 |
| 5.1 苯并咪唑醇废水的处理效果及降解途径的研究 |
| 5.1.1 微电解-Fenton联合处理苯并咪唑醇废水COD变化 |
| 5.1.2 紫外可见光谱变化研究 |
| 5.1.3 红外光谱变化研究 |
| 5.1.4 液质联用研究 |
| 5.2 苯并咪唑酮废水的处理效果及降解途径的研究 |
| 5.2.1 微电解-Fenton联合处理苯并咪唑酮废水COD变化 |
| 5.2.2 紫外可见光谱变化 |
| 5.2.3 红外光谱变化研究 |
| 5.2.4 液质联用研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 工业化实现成本概算 |
| 6.2 全文总结 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）超声强化铁碳微电解耦合Fenton法降解硝基苯废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 硝基苯废水来源及危害 |
| 1.2 硝基苯废水处理现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 铁碳微电解技术简介 |
| 1.4 铁碳微电解-Fenton技术简介 |
| 1.5 超声辐射技术简介 |
| 1.5.1 超声空化效应机制 |
| 1.5.2 超声强化零价铁法降解废水的研究 |
| 1.6 本课题的目的与意义 |
| 1.7 本课题的研究内容 |
| 2 超声强化铁碳微电解降解硝基苯 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.2 材料预处理 |
| 2.1.3 实验方法及装置 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 Fe~0和GAC的SEM、EDS表征 |
| 2.2.2 US、Fe~0/GAC、US/Fe~0/GAC对NB降解效率的对比 |
| 2.2.3 Fe~0剂量对Fe~0/GAC和US/Fe~0/GAC的影响 |
| 2.2.4 GAC剂量对Fe~0/GAC和US/Fe~0/GAC的影响 |
| 2.2.5 废水初始pH对Fe~0/GAC和US/Fe~0/GAC的影响 |
| 2.2.6 US功率对US/Fe~0/GAC降解硝基苯的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 超声/铁碳微电解降解硝基苯的RSM研究 |
| 3.1 响应面实验设计 |
| 3.2 响应面实验结果与分析 |
| 3.2.1 方差分析和显着性检验 |
| 3.2.2 建立二次回归模型 |
| 3.2.3 模型各因素对响应值的影响 |
| 3.2.4 最优工艺参数的确定与验证 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 超声强化铁碳微电解-Fenton法降解硝基苯废水 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 材料与设备 |
| 4.1.2 材料预处理 |
| 4.1.3 实验方法及装置 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 超声强化Fe~0/GAC-Fenton实验 |
| 4.2.2 单因素实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 超声/铁碳微电解-Fenton法降解硝基苯途径 |
| 5.1 检测方法 |
| 5.2 检测结果与分析 |
| 5.2.1 超声/铁碳微电解降解硝基苯路径 |
| 5.2.2 Fenton法解降解超声/铁碳微电解出水路径 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 总结 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议与不足 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）高级氧化法处理光引发剂生产废水（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 废水水质 |
| 1.2 材料、试剂和仪器 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 臭氧氧化 |
| 1.3.1 微电解—Fenton氧化 |
| 1.3.3 电化学降解 |
| 1.4 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 臭氧氧化效果 |
| 2.2 微电解—Fenton氧化效果 |
| 2.3 电化学降解效果 |
| 2.4 不同方法的比较 |
| 3 结论 |
四、电解-Fenton法处理除草剂废水的研究（论文参考文献）
- [1]铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水[D]. 仇植. 合肥工业大学, 2020(02)
- [2]杂环类农药废水处理的研究进展[J]. 杨自力,刘欢,陈灿,钟若楠,张燕,马林,秦岳军,干兴利. 精细化工中间体, 2020(02)
- [3]UV强化Fe/Ce双负载Fenton体系处理农药废水试验研究[D]. 张策. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [4]Fenton体系降解含聚污水提效机制与方法研究[D]. 王忠华. 东北石油大学, 2019(01)
- [5]混凝沉淀-MVR-微电解-芬顿-SBR法处理精喹禾灵农药废水[D]. 周恩普. 合肥工业大学, 2019(01)
- [6]混凝-Fe/C微电解-Fenton耦合技术处理聚合物钻井废水的实验研究[D]. 唐一鸣. 西南交通大学, 2018(09)
- [7]多效蒸发—微电解-Fenton-VTBR-Fenton组合工艺处理农药废水的研究与应用[D]. 许传坤. 大连理工大学, 2017(10)
- [8]基于污染物分子结构的降解工艺设计及降解机制的研究[D]. 李辰茹. 东南大学, 2017(04)
- [9]超声强化铁碳微电解耦合Fenton法降解硝基苯废水[D]. 余丽胜. 中北大学, 2017(08)
- [10]高级氧化法处理光引发剂生产废水[J]. 李丽芳,汪林,张炜铭,常毅,吕路,石家杰. 化工环保, 2017(01)