一、高浓度焦化废水处理工艺探讨（论文文献综述）
康晓跃,陈啊聪,韦托,覃智,邱光磊,吴海珍,彭亚环,韦朝海[1]（2022）在《工艺组合对焦化废水中核心污染物的去除及其能耗分配》文中认为以焦化废水为研究对象,结合文献统计与水质特征的分析,研究了厌氧置前与好氧置前2种不同组合工艺对核心污染物的去除与能耗分配的差异性,讨论了焦化废水生物处理工艺的开发可行性。结果表明,前置厌氧与好氧单元对污染物不同的去除机理是构成曝气能耗与碳源需求差别的主要原因。为满足60 m3·h-1设定水质的脱氮目标（TN<40 mg·L-1）,O/A/O工艺耗氧量为83.9 kg·h-1,A/A/O工艺耗氧量为100.4 kg·h-1。当对废水中的耗氧有机物以及共价结合含氮有机物的预处理较为彻底时,前置好氧工艺在更低能耗下可以实现总氮脱除:A/A/O和O/A/O工艺分别需要122.1 g·m-3和486.9 g·m-3的外部碳源（以甲醇计）来实现总氮的等量去除。A/A/O、O/A/O与O/H/O工艺（H为水解脱氮单元）分别为单污泥、双污泥和三污泥系统运行,在污泥回流和硝化液回流方面的耗能具有显着差异。由于O/H/O工艺不需要污泥回流并且颗粒污泥传氧效率高,故实现脱氮目标的耗氧量仅为53.26 kg·h-1,需要的外加碳源可降低至0～220 g·m-3,表现出节能与降耗的优势。复杂废水生物处理工艺中存在着反应器结构与单元组合的优化空间,在去除核心污染物以及追求总氮浓度趋零的过程中,需要保证废水中的电子供受体、微生物功能与工艺运行参数在合理区间内。
孙光溪,田哲,丁然,高迎新,王军,张昱,杨敏[2]（2021）在《典型行业高浓度难降解工业废水深度处理技术研究进展》文中提出工业废水深度处理技术的研发和应用是目前的热点问题,针对深度处理技术去除生化出水中难降解有机物所面临的挑战,提出基于特征污染物识别进行深度处理技术研发和应用的技术思路,在此基础上总结了工业废水中特征污染物的识别方法和应用,并以焦化废水、制药废水、印染废水和造纸废水作为典型高浓度难降解有机废水为代表,概述了工业废水深度处理技术的研究进展,重点介绍了焦化废水和制药废水中基于特征污染物识别的深度处理成功应用的典型案例,并对未来工业废水深度处理技术的发展方向提出了建议,以期为工业的可持续发展提供技术支持和科学依据。
孙培杰,王林平,徐乐瑾[3]（2021）在《焦化废水中氰化物的处理技术研究进展》文中研究指明焦化废水是一种典型的难降解有毒废水,是一种世界公认难处理的工业废水。尤其是焦化废水中的氰化物,具有含量高、毒性大的特点,随意排放会污染水源和农田,造成鱼类的死亡和农作物的减产。因此如何高效价廉地去除焦化废水中的氰化物成为一个值得研究的问题。本文概述了国内外各种去除焦化废水中氰化物的处理方法和应用,主要分为生物法和物理化学法两大类。生物法利用微生物对废水中的污染物进行降解,但是单独使用生物法无法达到排放标准,所以要结合其他方法进行联合处理;简述了碱性氯化法、氰化铁沉淀法、Fenton工艺、活性炭吸附法、臭氧法、离子交换法、二氧化硫与空气法、膜生物反应器（MBR）和膜处理法等物理化学方法各自的优缺点,并提出了今后的发展方向;以期达到高效低耗处理焦化废水中氰化物的目的。
郝馨[4]（2021）在《臭氧氧化-生物降解近场耦合技术处理焦化废水的效率与机制》文中研究表明焦化废水是典型的复杂难降解高毒性有机废水。目前,焦化废水普遍采用传统生物处理法,但其存在停留时间长、持久性有机物残留等问题。高级氧化技术虽然在处理难降解有机物方面具有显着优势,但是受水体条件限制度较高,矿化率较低。高级氧化-生物降解近场耦合技术是近年新兴的水处理技术,在多孔载体的介导下,载体表面高级氧化反应产生的可生物降解中间产物,被载体内部的生物膜直接降解甚至矿化,显着提高了目标废水的深度矿化与毒性削减效率。本研究率先构建了臭氧氧化-生物降解近场耦合反应器（STOB）,开展了其处理实际焦化废水原水的行为与机制研究,明晰了关键运行参数的优化区间,探明了焦化废水的降解机制,为STOB技术的实际应用奠定了重要理论基础。首先,臭氧剂量是决定高级氧化效率和生物活性维持的关键参数。与其他臭氧剂量相比,在30 mg·（L·h）-1的STOB体系生物量稳定且生物活性最好,STOB在12h内对COD的去除效果比单一生物体系（B）和单一O3氧化体系（O3）分别提高53%和27%,总酚去除率分别高62%和20%,色度去除率可达75%。硫化物和氰化物去除率达72%和35%,青海弧菌Q67发光抑制率降低75%,中间产物分析结果表明,-C=C-双键类物质被去除,-C=C-、-C=O等官能团发生蓝移,喹啉、吡啶、苯和苯取代基的C-H振动能级降低。分子量分析结果发现,大于16KDa的有机物被降解为10 KDa-15 KDa,甚至1 KDa以下,最终残留下无法继续降解的剩余物质。其次,STOB体系的生物演替过程中,Chao1指数和ACE指数显着增加,微生物群落丰度和多样性提高,STOB体系优势菌群由Comamonas、Truepera、Thauera、Thiobacillus等构成,平均丰度分别为19.3%、14.2%、10.2%和5.7%,是酚类等物质降解的功能菌,Thiobacillus代谢促进了水解酸化作用,Truepera的进一步强化了酸性物质的消耗。同时,在多孔海绵微空间内的不同位置生境条件存在显着差异,优势菌群种类构成相似,但比例差异较大,Paracoccus等好氧生物在载体中心处占比明显下降,微观结构中,表层和内部微生物种类功能不同说明STOB体系载体结构特异性使得单元载体生物作用多样化,揭示了生物降解在STOB体系中的关键作用。本论文探讨了STOB体系在高浓度焦化废水处理领域的应用,优化了STOB体系的最优臭氧剂量,解析了焦化废水在STOB体系中的降解机制及生物响应机制,发现了生物对焦化废水处理具有关键作用,为STOB体系处理实际工业废水奠定了理论基础。
张玉秀[5]（2020）在《焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价》文中认为污水处理厂在处理污水的同时,会产生一定程度的二次污染:一方面是处理工艺中搅拌、曝气等操作和蒸发的作用,有毒的挥发性有机物（VOCs）从污水中逸散到空气中,造成空气污染;另一方面,活性污泥中吸附并富集了部分有毒有害污染物,如重金属与疏水性多环芳烃化合物,成为二次污染物。由此而言,污水处理厂既是污染治理单位,又是污染产生单位。污水处理过程中的二次污染问题比如挥发性有机物的去除和逸散有待解决,并在健康风险评价和环境污染评价的基础上认识其危害。以往的研究专注于城市污水处理厂中恶臭污染物的排放,没有对工业废水尤其是焦化废水进行研究与讨论,迄今为止,焦化废水处理过程中挥发性有机物的排放特征和规律尚未了解。本论文基于焦化废水生物处理工艺（A/O/O）中水相、气相中VOCs的分布特征,首次估算了我国焦化废水处理行业的VOCs排放当量和总排放量,评估了焦化废水处理过程中VOCs排放产生的健康风险、环境污染的程度,指出长期在焦化废水处理工程现场的工作人员存在癌症和非癌症风险,明确了在焦化废水处理过程中VOCs在水相、大气环境和活性污泥中的分配行为以及VOCs的去向,讨论了VOCs排放的影响因素,提出了原位污染控制的对策,减少VOCs的排放。本论文结论如下:（1）通过焦化废水A/O/O工艺处理过程中VOCs在水相和气相的分布特征,估算焦化废水处理行业VOCs的排放量,研究发现:在各处理单元中共检测出17种气态VOCs,主要是苯系物、卤代烃和氯代苯化合物;在逸散的VOCs中,苯的浓度最高,达180.49μg m-3;气态VOCs的浓度范围为28.56-857.86μg m-3,大小顺序为:原水池>厌氧池>脱氨塔>前段好氧池>后段好氧池>外排池,与工艺特征有关;该焦化废水处理厂VOCs的总排放速率为1773.42 g d-1,可估算VOCs的年排放量为0.65 t,排放当量为1.18 g m-3,根据中国每年产生约3.4×108 m3焦化废水量,可估算焦化废水处理行业VOCs的年排放量约为402 t。（2）根据VOCs在气相、水相、污泥相的浓度水平、分配行为和传质过程的研究发现:在各相中苯系物浓度之间以及它们与总苯系物浓度之间存在显着相关性;随着废水的处理,废水中COD、TOC逐渐降低,VOCs水相浓度逐渐降低,VOCs气相浓度也降低;焦化废水中总苯系物的浓度达397.19μg L-1,水相中苯系物浓度随着工艺的处理呈现下降趋势。VOCs的归趋主要包括挥发、污泥吸附、生物降解、随出水外排等4种途径,苯系物进水总质量负荷为594.30 g d-1,出水排放为66.47 g d-1（占11.18%）,随外排污泥去除的有123.28 g d-1（占20.74%）,挥发、降解共占68.07%,苯系物的总去除率为88.82%。废水处理过程中VOCs排放的影响因素有水相VOCs浓度、曝气量、VOCs的物理化学性质、水温、停留时间等。原位污染控制对策有尽量减少曝气量、对高负荷排量处理单元加盖密封并收集处理、提高处理效率以降低废水中VOCs浓度等,实现VOCs的减排。（3）采用最大增量反应性法（MIR）估算臭氧生成潜势（OFP）,采用SOAP法估算了二次气溶胶生成潜势。数据表明,废水处理区的平均OFP水平(1136.27±154.11μg m-3)高于WHO提出的100μg m-3的空气质量指南,对臭氧生成贡献最大的6种化合物是间二甲苯（36.0%）、甲苯（20.8%）、对二甲苯（13.5%）、邻二甲苯（10.6%）、苯乙烯（6.8%）和苯（5.3%）。所排放的气态VOCs中,对二次有机气溶胶生成贡献最大的6种分别是苯乙烯、苯、甲苯、间二甲苯、对二甲苯和邻二甲苯。（4）评估了焦化废水处理单元中VOCs的排放引起的健康风险。在各个废水处理单元中,与气态VOCs相关的致癌风险在3.0×10-5-7.8×10-4之间,高于美国环保局推荐的公众可接受的健康风险水平(1×10-6);原水池逸散的苯系物引起的非致癌风险最高,苯的非癌风险HR为3.008,超过1,存在确定的非癌症风险。由健康风险评价结果可知,长期在焦化废水处理厂工作的员工存在苯的暴露风险,包括癌症风险和非癌风险。
吴永幸[6]（2020）在《探究高浓度焦化废水处理工艺》文中研究指明高浓度焦化废水是一种成分比较复杂的工业废水,在处理方面比较棘手,同时还会给生态环境造成较大的影响,是当前工业领域比较重视的内容。本文首先对废水的初步形成作了简介,其次对高浓度焦化废水的处理方法进行了细节分析,最后对处理工艺的未来发展进行探讨,以供相关人员参考。
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》文中研究表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。
周蒙蒙[8]（2020）在《厌氧产甲烷系统处理焦化废水的性能及抑制机理研究》文中指出焦化废水是煤制焦炭、焦化产品回收精制以及煤气净化过程中产生的特征有机废水,COD的浓度一般为4000-8000 mg/L,其有效处理技术的研发一直是国内外环境工程领域的研究重点和热点。厌氧生物处理技术具有能耗低、可回收清洁能源等特点,一直被认为是高浓度有机废水能源化处理的主流技术之一,但焦化废水直接进行厌氧处理的效率不佳甚至没有处理效果,导致该废水主要依靠好氧生物处理进行COD的降解,而好氧技术存在能耗大的问题,且焦化废水中蕴含的巨大有机化学能也未得到有效利用。为实现焦化废水的高效、低成本能源化处理,本论文以实际焦化废水为处理对象,利用长周期试验,考察厌氧产甲烷系统处理焦化废水的性能,解析不同条件下的厌氧污泥特性及微生物种群结构特征,探究抑制机理;利用批量试验,初步对焦化废水厌氧产甲烷系统中的抑制因子进行探究。本研究主要结论如下:（1）通过实际焦化废水梯度稀释进水的方式,研究厌氧产甲烷系统性能的变化。研究发现,随着焦化废水进水浓度的提升,仅在阶段Ⅰ可以测到VFA值,约为22 mg/L,焦化废水进水COD值≥1000 mg/L时VFA值低于检测限,但系统中仍有甲烷气体产生。这可能是产生的VFA完全被产甲烷菌利用,且水解酸化阶段已经被抑制。（2）通过对焦化废水厌氧处理出水特征组分分析发现,挥发酚去除率从最初的约95%降至约20%,但被去除的挥发酚浓度始终保持在90-100 mg/L,这可能和挥发酚较小的水解酸化速率有关。出水氨氮和硫化物浓度高于进水值,可能是由于含氮化合物和含硫化合物被厌氧分解成氨氮和硫化物。进水COD为500 mg/L时的硫氰化物去除率约为15%,但进水COD≥1000 mg/L时,无去除效果,可能是残留的酚类物质抑制了硫氰化物的厌氧降解。（3）通过对不同运行阶段的微生物群落结构解析表明,Euryarchaeota菌门在古菌中的丰度始终保持在99%以上,其中大多数是产甲烷古菌。Methanosaeta作为乙酸营养型甲烷菌中的优势菌属,丰度始终大于46.81%;Methanobacterium和Methanolinea作为氢营养型产甲烷菌中的优势菌群,菌群丰度分别为5.85%-9.63%和3.24%-15.27%。乙酸营养型产甲烷菌的丰度始终大于氢营养型产甲烷菌丰度,但水解酸化阶段的产氢类细菌丰度（Firmicutes（8.11%-56.81%）等）逐渐大于产酸类细菌（Proteobacteria（7.41%-40.31%）等）,可能是功能微生物之间丰度的不匹配导致了焦化废水厌氧产甲烷失败。（4）通过正交试验筛选出抑制厌氧系统的主次影响因素,发现苯酚>硫氰化物>氨氮>硫化物,所以苯酚可能是抑制厌氧产甲烷反应的关键因子之一,且焦化废水中污染物对厌氧系统的影响存在协同作用。
冯佳[9]（2020）在《焦化废水中氰化物降解功能菌的研究》文中研究说明焦化废水是含氰浓度较高的工业废水,《炼焦化学工业污染物排放标准》（GB16171-2012）规定:焦化废水间接排放时氰化物浓度≤0.2 mg/L。焦化废水经处理后出水一般用于配煤炼焦,所以氰化物会随着炼焦进入下一生产环节,对环境造成危害。利用功能菌去除焦化废水中氰化物,容易和焦化厂废水处理工艺结合,有较好的应用前景。通过对唐山某焦化厂好氧池活性污泥微生物的富集培养,分离筛选出具有一定耐氰能力的微生物,对所得的微生物纯化,初筛、复筛,确定出降解效果较好的三株菌,经过细菌的种属鉴定,XSJH-1为Serratia属,XSJH-3和XSJH-13均为Bacillus属。通过控制菌株添加量,菌株培养时间,摇床转速和温度对氰化物模拟水样进行降解,当XSJH-3添加量为30%,摇床转速为150 r/min,培养时间为6 h,温度35°C时,对5 mg/L氰化物模拟水样的降解效果最好,氰化物去除效率达90%以上;XSJH-3对5～20 mg/L模拟水中氰化物的去除效果稳定,去除率均大于90%。为了得到各因素对优势菌降解氰化物效果的影响,采用四因素四水平正交实验的方法,确定了XSJH-3降解氰化物的影响因素依次为降解温度、摇床转速、菌株添加量和菌株培养时间;得到了温度35°C,摇床转速120 r/min,菌株添加量为30%,菌株培养时间6 h为最佳降解条件。最后,确定了XSJH-3对焦化厂废水中的氰化物的最佳降解条件,在35°C,150 r/min,接种量20%,菌株培养6 h时,对焦化废水中的氰化物降解效率可达98%。图24幅;表11个;参84篇。
李欢[10]（2019）在《焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式》文中认为焦化废水是一类典型高氨氮有毒有害难处理工业废水,氮是其中的主要污染物,处理不当会严重危害环境。与传统生物脱氮工艺相比,以短程硝化和厌氧氨氧化为核心的自养脱氮工艺是废水脱氮最经济快捷的方式之一。但焦化废水中酚类等有毒有害物质会对短程硝化菌（Ammonia Oxidizing Bacteria,AOB）和厌氧氨氧化菌（Anerobic Ammonium Oxidation Bacteria,AnAOB）的活性产生影响,这阻碍了自养脱氮工艺在焦化废水中的应用。为此,本文通过对比分析某焦化厂AOO和分段进水AOAO工艺的除污染效能和菌群结构,并对自养脱氮工艺的影响因素进行研究,在分析传统脱氮工艺缺点和自养脱氮工艺可行性的基础上,提出焦化废水节能降耗生物脱氮新模式,并作经济性分析。本文主要研究内容及结论如下:（1）深入对比研究AOO和分段进水AOAO工艺对焦化废水的处理效果和菌群结构,揭示全混合连续流、厌氧/好氧不间断交替的运行方式是AOAO工艺脱氮效果更优的主要原因。在进水NH4+-N和TN的平均浓度分别为78.0和331.0 mg·L-1时,AOO工艺对TN的去除率仅为7.8%;AOAO工艺出水NH4+-N能够达到排放标准,TN在50 mg·L-1以下。两工艺出水中COD的平均浓度分别为410.3和318.6 mg·L-1,酚、氰及重金属均在排放标准以内。16S高通量测序结果表明,AOO工艺中的优势菌属大多硝化能力更强,而AOAO工艺采用全混合连续流、厌氧/好氧不间断交替的运行方式,使得其优势菌属大多具有较强的反硝化及分解难降解有机物的能力。（2）选取焦化废水特征污染物苯酚开展研究发现,当苯酚浓度低于50 mg·L-1时,自养脱氮序批式生物膜反应器（Sequence Batch Biofilm Reactor for Completely Autotrophic Nitrogen-removal Over Nitrite,CANON-SBBR）可以稳定脱氮,采用自养脱氮工艺处理焦化废水是可行的。短期内高浓度苯酚对AOB和AnAOB抑制作用明显,苯酚短期抑制浓度分别为5、10、20、60、100 mg·L-11时,CANON-SBBR对TN的去除率依次下降9.9%、49.7%、68.7%、76.8%、94.8%。在长期试验中,当苯酚浓度升高至最大值40-50 mg L-1时,系统受到较大冲击,脱氮负荷降至0.138 kgN·m-3·d-1,10d 后可恢复至 0.413 kgN.m-3·d-1。（3）通过分析焦化废水传统脱氮工艺存在的不足和自养脱氮工艺的可行性,本文提出基于无蒸氨预处理和自养脱氮工艺的焦化废水节能降耗生物脱氮新模式。与AOO和分段进水AOAO工艺相比,该模式具有极为可观的经济效益和环保效益。
二、高浓度焦化废水处理工艺探讨（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、高浓度焦化废水处理工艺探讨（论文提纲范文）
（2）典型行业高浓度难降解工业废水深度处理技术研究进展（论文提纲范文）
| 0 引 言 |
| 1 工业废水深度处理的重要性和难点 |
| 2 废水中污染物的识别与表征及典型工业废水难降解有机物的水质特征 |
| 2.1 基于亲疏水属性和相对分子质量分布的污染物分级方法 |
| 2.2 基于高分辨质谱的污染物非目标筛查方法 |
| 2.3 典型高浓度难降解工业废水的水质特征 |
| 3 高浓度难降解工业废水深度处理技术研究进展及应用 |
| 3.1 不同深度处理技术及对工业废水难降解有机物的去除 |
| 3.2 基于特征污染物识别的深度处理技术在焦化和制药废水应用的典型案例 |
| 4 结论与展望 |
（3）焦化废水中氰化物的处理技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 生物法 |
| 1.1 活性污泥法 |
| 1.2 缺氧-好氧生物处理(A/O)和A/A/O工艺 |
| 2 物理化学法 |
| 2.1 碱性氯化法 |
| 2.2 氰化铁沉淀法 |
| 2.3 Fenton工艺 |
| 2.4 活性炭吸附法 |
| 2.5 臭氧法 |
| 2.6 离子交换法 |
| 2.7 膜生物反应器(MBR)和膜处理法 |
| 2.8 二氧化硫与空气法 |
| 3 各种处理技术的比较 |
| 4 结语 |
（4）臭氧氧化-生物降解近场耦合技术处理焦化废水的效率与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 焦化废水水质特征 |
| 1.1.1 焦化废水的来源与危害 |
| 1.1.2 焦化废水的特点 |
| 1.1.3 焦化废水的排放标准 |
| 1.2 焦化废水处理现状 |
| 1.2.1 传统处理工艺 |
| 1.2.2 传统技术的挑战与问题 |
| 1.3 高级氧化法与生物降解近场耦合技术 |
| 1.3.1 光催化氧化与生物降解近场耦合技术 |
| 1.3.2 臭氧氧化与生物降解近场耦合技术 |
| 1.4 科学问题的提出 |
| 1.5 研究目的 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 焦化废水来源 |
| 2.2 STOB体系构建及其启动 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 生物膜培养 |
| 2.2.3 STOB体系启动运行 |
| 2.3 臭氧剂量测定 |
| 2.4 微生物响应特性 |
| 2.4.1 微生物形貌 |
| 2.4.2 生物量 |
| 2.4.3 微生物活性 |
| 2.4.4 溶解性微生物代谢组分(SMPs) |
| 2.5 STOB体系降解行为与路径 |
| 2.5.1 化学需氧量(COD) |
| 2.5.2 出水毒性 |
| 2.5.3 总酚(Tph) |
| 2.5.4 色度 |
| 2.5.5 硫、氰化物 |
| 2.5.6 UV_(254) |
| 2.5.7 傅里叶红外检测(FTIR) |
| 2.5.8 UV-vis全波长扫描检测 |
| 2.5.9 分子量分析 |
| 2.6 STOB体系生物关键作用 |
| 2.6.1 微生物群落结构分析 |
| 2.6.2 pH |
| 2.6.3 溶解氧(DO) |
| 2.6.4 统计分析 |
| 第三章 STOB体系中焦化废水降解行为 |
| 3.1 臭氧剂量对生物响应情况的影响 |
| 3.1.1 生物膜附着稳定性 |
| 3.1.2 生物量 |
| 3.1.3 生物活性 |
| 3.1.4 SMPs组分 |
| 3.2 臭氧剂量对焦化废水降解效率的影响 |
| 3.2.1 化学需氧量(COD) |
| 3.2.2 总酚(Tph) |
| 3.2.3 出水毒性 |
| 3.3 STOB体系对焦化废水降解路径分析 |
| 3.3.1 色度 |
| 3.3.2 硫化物与氰化物 |
| 3.3.3 UV_(254) |
| 3.3.4 中间产物性质 |
| 3.3.5 降解路径解析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 STOB体系中生物的关键作用解析 |
| 4.1 生物的关键作用 |
| 4.1.1 生物群落结构 |
| 4.1.2 生物群落演替 |
| 4.2 STOB体系环境条件变化 |
| 4.2.1 pH |
| 4.2.2 溶解氧(DO) |
| 4.3 臭氧氧化与生物降解的作用机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读硕士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 焦化废水的来源和特征 |
| 1.2.1 焦化废水的来源 |
| 1.2.2 焦化废水的特征 |
| 1.2.3 焦化废水的危害 |
| 1.3 VOCs的特点和排放 |
| 1.3.1 VOCs的定义 |
| 1.3.2 VOCs的种类和性质 |
| 1.3.3 VOCs的危害 |
| 1.3.4 VOCs的排放源 |
| 1.3.5 VOCs的排放规范 |
| 1.4 废水处理厂中的VOCs |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 废水中VOCs的采集和测定方法 |
| 1.4.3 液面上VOCs气体的采集和测定方法 |
| 1.5 焦化废水处理技术及工艺 |
| 1.5.1 预处理技术 |
| 1.5.2 生物处理技术 |
| 1.6 选题意义和研究内容 |
| 1.6.1 选题意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究思路 |
| 第2章 焦化废水处理工艺运行情况和特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 焦化废水处理厂 |
| 2.2.1 基本情况 |
| 2.2.2 工艺流程 |
| 2.2.3 工程设计参数和构筑物参数 |
| 2.3 A/O/O工艺处理过程 |
| 2.3.1 预处理阶段 |
| 2.3.2 生物处理阶段 |
| 2.4 各阶段水质特征 |
| 2.4.1 样品采集 |
| 2.4.2 水质分析检测 |
| 2.4.3 水质特征分析 |
| 第3章 焦化废水处理过程水相VOCs特征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器、试剂材料 |
| 3.2.2 采样方法 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水相中苯系物的分布 |
| 3.3.2 污泥中苯系物的含量 |
| 3.3.3 苯系物的去除效果 |
| 3.3.4 苯系物浓度的相关性 |
| 3.3.5 水相苯系物、COD和 TOC的浓度变化 |
| 3.3.6 水相和污泥相中苯系物的相关性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 焦化废水处理过程气态VOCs分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分和方法 |
| 4.2.1 仪器、试剂材料 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 排放速率的计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 气态 VOCs 的分布特征 |
| 4.3.2 VOCs浓度之间的相关性 |
| 4.3.3 气态VOCs与 COD、TOC之间的关系 |
| 4.3.4 气相和水相中苯系物的相关性 |
| 4.3.5 理论恶臭浓度 |
| 4.3.6 排放速率的估算 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 焦化废水处理过程中 VOCs 的气液传质 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 理论基础 |
| 5.2.1 双膜理论 |
| 5.2.2 双阻力模型 |
| 5.2.3 去除机制 |
| 5.2.4 污染物的传质通量 |
| 5.3 国内外研究情况 |
| 5.4 影响VOCs排放的因素 |
| 5.4.1 有机污染物的环境行为 |
| 5.4.2 物理化学性质的影响 |
| 5.4.3 有机物浓度的影响 |
| 5.4.4 处理工艺的影响 |
| 5.5 质量平衡分析 |
| 5.5.1 质量平衡分析方法 |
| 5.5.2 质量平衡分析结果 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 VOCs排放的健康风险评价和污染评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 毒性和污染评价方法 |
| 6.2.1 挥发性有机物的毒性 |
| 6.2.2 癌症风险评价方法 |
| 6.2.3 非癌症风险评价方法 |
| 6.2.4 臭氧生成潜势的计算方法 |
| 6.2.5 二次气溶胶形成潜势 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 癌症风险评价 |
| 6.3.2 非癌症风险评价 |
| 6.3.3 臭氧生成潜势 |
| 6.3.4 二次气溶胶生成潜势 |
| 6.3.5 污染控制对策建议 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 不足之处 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）探究高浓度焦化废水处理工艺（论文提纲范文）
| 1 高浓度焦化废水的主要来源 |
| 2 高浓度焦化废水污染控制技术 |
| 2.1 预处理技术 |
| 2.1.1 沉淀法 |
| 2.1.2 萃取法 |
| 2.1.3 高级氧化法 |
| 2.2 生物处理技术 |
| 2.2.1 厌氧水解酸化 |
| 2.2.2 生物脱氮 |
| 2.2.3 固定化微生物技术 |
| 2.2.4 生物强化技术 |
| 2.2.5 膜分离法 |
| 3 高浓度焦化废水污染控制技术未来的发展方向 |
| 4 结束语 |
（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）厌氧产甲烷系统处理焦化废水的性能及抑制机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 焦化废水的污染及其危害 |
| 1.2 焦化废水处理技术研究进展 |
| 1.3 厌氧生物处理技术 |
| 1.4 论文研究内容及技术路线 |
| 2 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 分析指标及方法 |
| 2.3 试验仪器 |
| 3 焦化废水厌氧产甲烷处理系统的性能研究 |
| 3.1 稀释浓度对焦化废水厌氧产甲烷活性影响的批量试验 |
| 3.2 厌氧产甲烷系统处理焦化废水的长周期试验研究 |
| 3.3 焦化废水厌氧产甲烷处理系统中污泥理化性质研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 焦化废水厌氧产甲烷系统微生物群落结构分析 |
| 4.1 微生物群落多样性指标 |
| 4.2 微生物群落结构 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 焦化废水厌氧产甲烷系统抑制因子探究 |
| 5.1 氨氮对厌氧产甲烷工艺的影响 |
| 5.2 硫化物对厌氧产甲烷工艺的影响 |
| 5.3 硫氰化物对厌氧产甲烷工艺的影响 |
| 5.4 苯酚对厌氧产甲烷工艺的影响 |
| 5.5 正交试验 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）焦化废水中氰化物降解功能菌的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 焦化废水污染及处理现状 |
| 1.1.1 焦化废水的污染状况 |
| 1.1.2 焦化废水的处理现状 |
| 1.1.3 生物法处理焦化废水 |
| 1.2 含氰废水的来源、危害及处理方法 |
| 1.2.1 含氰废水的来源和危害 |
| 1.2.2 含氰废水的处理方法 |
| 1.3 生物法降解氰化物的机理 |
| 1.3.1 降解氰化物的微生物种类 |
| 1.3.2 微生物降解氰化物的机理 |
| 1.4 生物法降解含氰废水的应用 |
| 1.4.1 生物法处理含氰废水工艺 |
| 1.4.2 生物法处理含氰废水案例 |
| 1.5 立题依据 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品与设备 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 研究内容及方法 |
| 2.2.1 研究内容 |
| 2.2.2 实验方案 |
| 2.3 实验原料及氰化物测试方法 |
| 2.3.1 供试废水及活性污泥来源 |
| 2.3.2 氰化物分析方法及标准曲线 |
| 2.4 技术路线图 |
| 第3章 氰化物降解优势菌株的筛选与鉴定 |
| 3.1 降解氰化物优势菌株的筛选 |
| 3.1.1 优势菌株的分离 |
| 3.1.2 优势菌株的筛选 |
| 3.2 优势菌株鉴定 |
| 3.2.1 PCR扩增过程 |
| 3.2.2 PCR测序结果 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 优势菌株降解模拟含氰废水条件的确定 |
| 4.1 优势菌株降解模拟含氰废水的初步筛选 |
| 4.1.1 菌株添加量对氰化物降解的影响 |
| 4.1.2 菌株培养时间对氰化物降解的影响 |
| 4.1.3 摇床转速对氰化物降解的影响 |
| 4.1.4 温度对氰化物降解的影响 |
| 4.2 XSJH-3对不同浓度氰化物的稳定性分析 |
| 4.2.1 菌株添加量对不同浓度氰化物降解效率的影响 |
| 4.2.2 菌株培养时间对不同浓度氰化物降解效率的影响 |
| 4.2.3 摇床转速对不同浓度氰化物降解效率的影响 |
| 4.2.4 温度对不同浓度氰化物降解效率的影响 |
| 4.3 XSJH-3对模拟含氰废水降解效果影响因素分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 XSJH-3降解焦化厂废水中氰化物的研究 |
| 5.1 温度对XSJH-3降解焦化废水中氰化物的影响 |
| 5.2 摇床转速对XSJH-3降解焦化废水中氰化物的影响 |
| 5.3 菌株添加量对XSJH-3降解焦化废水中氰化物的影响 |
| 5.4 菌株培养时间对XSJH-3降解焦化废水中氰化物的影响 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 6S rDNA序列 |
| 致谢 |
| 导师简介 |
| 企业导师简介 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
（10）焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 焦化废水的来源、特征及危害 |
| 1.1.1 焦化废水的来源 |
| 1.1.2 焦化废水的特征 |
| 1.1.3 焦化废水的危害 |
| 1.2 焦化废水脱氮技术现状及研究进展 |
| 1.2.1 物理化学脱氮技术 |
| 1.2.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 自养脱氮工艺原理及研究进展 |
| 1.3.1 自养脱氮工艺的原理 |
| 1.3.2 自养脱氮工艺的影响因素 |
| 1.3.3 自养脱氮工艺的应用及存在问题 |
| 1.4 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究意义及内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 现场采样方法 |
| 2.2 小试装置、实验废水及接种污泥 |
| 2.3 主要仪器及药品 |
| 2.4 水质指标检测方法 |
| 2.4.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.4.2 重金属检测方法 |
| 2.5 三维荧光光谱检测方法 |
| 2.6 微生物群落结构检测分析方法 |
| 3 两种焦化废水生物脱氮工艺处理效果及微生物群落结构对比研究 |
| 3.1 某焦化废水处理厂工艺概况 |
| 3.2 AOO和AOAO工艺除污染效能对比分析 |
| 3.3 AOO和AOAO工艺微生物群落结构差异性分析 |
| 3.4 两种焦化废水生物脱氮工艺存在的问题 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 焦化废水中苯酚对自养脱氮工艺的影响 |
| 4.1 焦化废水自养脱氮可行性分析 |
| 4.2 苯酚对CANON-SBBR的短期影响 |
| 4.3 苯酚对CANON-SBBR脱氮性能的长期影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 焦化废水节能降耗生物脱氮新模式及经济效益分析 |
| 5.1 焦化废水节能降耗处理的必要性 |
| 5.2 焦化废水节能降耗生物脱氮新模式 |
| 5.3 AOO、AOAO及自养脱氮工艺经济效益对比分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 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 |
四、高浓度焦化废水处理工艺探讨（论文参考文献）
- [1]工艺组合对焦化废水中核心污染物的去除及其能耗分配[J]. 康晓跃,陈啊聪,韦托,覃智,邱光磊,吴海珍,彭亚环,韦朝海. 环境工程学报, 2022
- [2]典型行业高浓度难降解工业废水深度处理技术研究进展[J]. 孙光溪,田哲,丁然,高迎新,王军,张昱,杨敏. 环境工程, 2021(11)
- [3]焦化废水中氰化物的处理技术研究进展[J]. 孙培杰,王林平,徐乐瑾. 化工进展, 2021(S1)
- [4]臭氧氧化-生物降解近场耦合技术处理焦化废水的效率与机制[D]. 郝馨. 东北师范大学, 2021(12)
- [5]焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价[D]. 张玉秀. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020
- [6]探究高浓度焦化废水处理工艺[J]. 吴永幸. 环境与发展, 2020(06)
- [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]厌氧产甲烷系统处理焦化废水的性能及抑制机理研究[D]. 周蒙蒙. 中国矿业大学, 2020(01)
- [9]焦化废水中氰化物降解功能菌的研究[D]. 冯佳. 华北理工大学, 2020(02)
- [10]焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式[D]. 李欢. 北京交通大学, 2019(01)