一、城市垃圾焚烧残渣中阴离子的溶解性研究（论文文献综述）
蒋友[1]（2020）在《BES辅助电渗析处理垃圾焚烧飞灰中的Cu和Cd》文中研究表明生活垃圾焚烧飞灰含有大量的重金属属于危险废物。本研究采用BES辅助电渗析系统对生活垃圾焚烧飞灰中的重金属Cu和Cd进行处理,其目的在于降低飞灰中重金属Cu和Cd的含量。通过对初始pH值、液固比、硝酸与盐酸进行单因素实验,研究发现在酸性环境、液固比为20的条件下,硝酸对飞灰中重金属Cu和Cd的浸出效果较好。在BES辅助电渗析处理垃圾焚烧飞灰中的Cd和Cu的正交实验中,采用输入电压,初始pH值,液固比作为正交实验的因素。增大输入电压、降低初始pH值有利于飞灰中重金属Cu的去除;对于提高飞灰中重金属Cd的去除,需控制输入电压、初始pH值和液固比在实验条件适中的范围内。增大输入电压可以使飞灰中重金属Cu和Cd向阴电极一侧迁移,并减小其在阴离子交换膜上的沉积比例。电渗析反应中重金属Cu和Cd的浸出率随着输入电压的增大而升高,在初始pH值和液固比适中的条件下Cu和Cd的浸出率较高。正交实验中,电渗析系统处理飞灰中重金属Cu和Cd效果最好的一组实验条件为输入电压在640±5mV,初始pH值为3,液固比为20这一组,对重金属Cu和Cd的去除率分别为12.26%和32.33%。采用BES辅助电渗析工艺,能够降低生活垃圾焚烧飞灰中重金属Cu和Cd可交换态和还原态的含量,使其在电渗析的作用下向阴离子池和阳离子池聚集。图[22]表[11]参[93]
朱青[2]（2020）在《生物炭改性薄膜扩散梯度技术对土壤重金属生物有效性预测研究》文中研究说明城镇工业企业大量搬迁导致遗留的污染场地数量不断增加,使得大量重金属污染物释放到土壤环境中,引起土壤质量下降,同时使生态环境逐渐恶化,严重威胁居民的生命健康。本论文以重金属Cd为目标污染物,开发了新型薄膜扩散梯度技术（Diffusive gradients in thin-films technique,DGT）,通过水溶液和土壤环境介质,研究Cd浓度、p H及溶解性有机质（Dissolved organic matter,DOM）浓度对新型Biochar-DGT（B-DGT）和传统Chelex-DGT（C-DGT）提取有效态Cd浓度的影响;通过技术比较,揭示B-DGT在污染土壤重金属生物有效性预测中的优势,以期构建适用于不同性质土壤中典型重金属生物有效性的测试方法。取得主要研究结果如下:（1）B-DGT和C-DGT技术预测有效性受水溶液中不同浓度的Cd影响:水溶液中的Cd在较低浓度(<5 mg·L-1)时,B-DGT与C-DGT提取的重金属有效态浓度相差不大。当水溶液中Cd浓度增加时,B-DGT提取的Cd有效态浓度不断升高,呈现出良好的正相关;而C-DGT提取有效态Cd的浓度有降低的趋势,且逐渐趋于平稳。因此,C-DGT对高浓度Cd溶液(>5 mg·L-1)的有效态预测优势低于B-DGT。因为C-DGT的结合膜很容易到达吸附饱和,而生物炭结合膜吸附容量大。所以,B-DGT适用于高浓度重金属污染下的生物有效性预测。（2）C-DGT提取有效态Cd受p H影响的敏感阈值范围为p H<7。当水溶液中Cd浓度为5,10 mg·L-1时,p H变化对B-DGT提取有效态Cd的影响极小。当Cd浓度为20 mg·L-1时,B-DGT在p H=7的溶液中,有效态Cd提取率最高。（3）在土壤环境介质中,B-DGT和C-DGT分别提取的有效态Cd的规律和水体中的趋势一致。同一土壤中DGT提取的有效态Cd浓度与重金属初始浓度之间呈正相关,B-DGT提取的有效态Cd浓度显着高于C-DGT,在与BCR方法提取的有效态含量进行线性拟合时显示出更好的准确性,且B-DGT提取有效态Cd浓度的变化趋势同土壤中有效态Cd的浓度变化显着相关（R2=0.9997）,特别在预测高浓度重金属污染土壤生物有效性时优势更为明显。此外也说明对于B-DGT而言,其生物炭材料本身含有的Cd的量较少,在提取土壤中有效态Cd浓度时对预测结果无影响。（4）B-DGT和C-DGT对11种不同类型土壤Cd有效性预测研究得出:C-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阴离子浓度之间的相关性系数r=0.514,p>0.05,说明两者间具有较弱的相关性,但相关性并不显着;而对于B-DGT而言,其提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阴离子浓度之间的相关性系数r=0.009,p>0.05,说明两者间不具有相关性。C-DGT和B-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阳离子浓度之间的相关性系数分别为r=0.223,r=-0.215,p>0.05,说明两者与同土壤中阳离子浓度之间不具有相关性。即C-DGT预测土壤中重金属有效性时在一定程度上受土壤中阴离子浓度的影响,而B-DGT则几乎不受土壤中阴离子浓度的影响,可以广泛用于不同阴、阳离子浓度土壤中重金属生物有效性的预测。（5）土壤溶解性有机质（DOM）对B-DGT和C-DGT预测土壤Cd有效性的影响研究发现:C-DGT和B-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度与土壤中DOM浓度之间不具有相关性,即C-DGT和B-DGT预测土壤中重金属有效性而不受土壤的DOM浓度的影响。因此,开发的B-DGT可以适用于不同DOM类型土壤中重金属生物有效性的预测。综合考虑以上研究结果,B-DGT可以有效预测不同类型污染土壤中重金属Cd的生物有效性,并且相较于传统DGT技术得到的结果更为准确。
张凯茹[3]（2020）在《医疗废物焚烧飞灰中重金属的水热处理和富集研究》文中认为2003年严重急性呼吸综合征（SARS）爆发后的大量医疗废物处理处置成为影响社会稳定的重要问题,高温焚烧法是我国医疗废物的主要处理方式。然而,焚烧技术产生的副产品医疗废物焚烧飞灰（Medical waste incineration of fly ash,MWIFA）富含重金属、氯化物、碳组分以及二恶英（Polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans,PCDD/Fs）等毒性物质,并对人类的健康和生存环境造成严重危害。因此,亟需对医疗废物焚烧飞灰中的重金属等毒性物质进行脱毒减害处理。本文以珠三角某医疗废物处理站飞灰（医疗废物焚烧飞灰）为研究对象,在研究其物理化学性质的基础上,开展了医疗废物焚烧飞灰中重金属的稳定化、浸出与富集研究。主要研究内容及结论如下:医疗废物焚烧飞灰特性方面,主要对医疗废物焚烧飞灰的成分组成、重金属含量、浸出浓度和形态分布等特性进行分析。结果表明:医疗废物焚烧飞灰中,（1）Cl的存在量高达27.32%,这是医疗废物中大量PVC塑料焚烧后导致Cl挥发的结果;（2）Na2O、K2O含量相对较高,缘于碱金属元素易挥发;（3）重金属Cu（2198.57 mg/kg）、Pb（3174.38 mg/kg）和Zn（38306.03 mg/kg）的含量尤其高,且Cd（4.008 mg/L）、Pb（15.983 mg/L）、Zn（1205.4 mg/L）的浸出浓度分别超过《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB 16889—2008）标准限值的25.72倍、62.93倍、11.05倍,其中Cu、Cd、Pb和Zn的可交换/碳酸盐结合态组分,分别占到飞灰中重金属总含量的84.03%、97.09%、44.41%和93.81%。将KH2PO4溶液作为弱酸性性质的反应液,研究了KH2PO4剂量浓度和温度对飞灰中重金属（Cd、Pb和Zn）稳定和分离性质的影响。采用醋酸缓冲溶液萃取飞灰,考察了水热处理前后飞灰的化学稳定性,采用改进的BCR连续提取法研究了飞灰中重金属形态分布,XRD法研究了水热处理后飞灰进行了矿物学性质,SEM研究了飞灰颗粒的表面形貌,分析阐述飞灰中Cd、Pb、Zn的转移和含量分布的前后变化情况。结果表明:不管是传统水热还是微波辅助水热法,添加KH2PO4对飞灰中Cd、Pb和Zn的处理效果顺序为Pb>Zn>>Cd,且温度是降低飞灰中Cd浸出浓度的重要因素。弱酸性环境下的水热工艺促使重金属暴露于反应液中,在相同剂量浓度、液固比（L/S）的处理条件下,传统水热（1.6 mol/L KH2PO4,160℃,48 h）和微波辅助水热（1.6 mol/L KH2PO4,140℃,20 min）均可将飞灰中重金属的浸出毒性降至标准限值以下,微波辅助水热可加快重金属的溶解分离,降低/缩短水热处理飞灰的温度/时间。另外,在微波辅助水热法中,处理Cd采用碱性固化稳定,而处理Pb、Zn则采用酸性浸出分离。以盐酸作为医疗废物焚烧飞灰中重金属的浸提剂,考察了初始p H值、浸提时间、液固比等因素对浸提效果的影响,选取了最佳浸提参数。以柠檬酸改性壳聚糖（Citric acid-Chitosan,CA-CS）为吸附剂,探讨了羧基（-COOH）与氨基（-NH2）摩尔比、吸附时间、重金属初始浓度对吸附的影响,进行了脱附实验和柱吸附实验研究,为飞灰中重金属的富集回收提供可能。结果表明:盐酸浸提医疗废物焚烧飞灰中重金属的最佳浸提参数:盐酸初始p H值为2、酸浸时间为5 min、液固比为50:1,该条件下,飞灰浸出液中Cu（II）、Cd（II）、Pb（II）和Zn（II）的浓度分别为23.62 mg/L、1.02 mg/L、10.97 mg/L和542.75 mg/L。CA-CS的羧基（-COOH）与氨基（-NH2）摩尔比6:1是吸附飞灰浸出液中重金属离子的最优摩尔比,拟二级动力学模型能很好拟合CA-CS对Cu（II）、Cd（II）、Pb（II）和Zn（II）的吸附反应过程,且吸附平衡时间为17 h,CA-CS对Cd（II）、Pb（II）和Zn（II）的吸附等温线符合Langmuir等温线模型,Cd（II）、Pb（II）和Zn（II）的吸附为单层化学吸附。CA-CS对飞灰浸出液中重金属的吸附量大小顺序为Zn（II）>Cu（II）>Pb（II）>Cd（II）,在HCl溶液、EDTA-2Na溶液和1.0 mol/L Na OH溶液三种脱附剂中,1.0 mol/L Na OH脱附效果最佳。CA-CS吸附柱可实现飞灰浸出液中Cu（II）的长期富集和Zn（II）的短期富集。
黄兵平[4]（2019）在《鄞州区垃圾焚烧处理方案工艺和经济分析研究》文中提出环境与发展成为当今世界永恒的主题。随着经济建设的发展,城市化进程的加快,城市垃圾的处理与处置已成为制约经济、社会可持续发展的重要因素,因此寻找一种适合城市垃圾处理的工艺方案迫在眉睫,也是本文的主要研究方向。本文首先阐述了城市生活垃圾处理技术的分类,国内外垃圾处理技术应用概况,城市生活垃圾处理存在的问题和未来的发展趋势。依据我国垃圾处理现状和国内外垃圾处理技术特点,并对各技术进行对比分析,认为相较于填埋、堆肥法,宁波鄞州区的城市垃圾处理工艺方案采用在世界各地被广泛应用焚烧法能更好地实现生活垃圾处理的减量化、无害化、资源化,具有更高的性价比。确定了工艺方案后,继而对方案的经济性进行了分析,认为项目内部收益率、投资回收期及借款偿还期等各项指标在本行业中均属较好范围。由于本项目是以处理生活垃圾为主,综合利用为辅的环保工程,社会效益显着,通过政府给予垃圾处理费收入补贴,使生产运转得以维持正常,并有一定的经济效益,所以本项目在经济上是可行的。在社会影响效果方面,本项目建设可以进一步提高宁波鄞州区垃圾处理的能力,也满足城市垃圾日益增长的需求,具有一定的社会效益和环境效益。同时项目存在社会稳定风险和社会风险,需要加强监控,注意防范。总体来说项目风险处于可控的低风险状态,项目可以长期稳定运行。
崔宇龙[5]（2019）在《基于pH值变化的赤泥中元素浸出特性及控制机制研究》文中研究表明作为铝土矿冶炼过程中排放的工业副产物,赤泥是我国大宗工业固体废弃物之一。对赤泥而言,一方面由于其含有大量碱性物质和重金属、氟化物等潜在环境污染物,堆存量的不断增大势必会带来越来越严重的潜在环境风险;另一方面由于其矿物成分与硅酸盐水泥较为类似、矿物颗粒物比表面积大、含有一定量（如稀土元素）潜在资源价值,使得赤泥同时具备作为工程材料、环保材料及二次资源回收等资源化应用前景。目前对于赤泥的资源化应用已有一定的实验室研究基础,但对于赤泥中微量元素的结合形态分布,不同条件下主要元素和微量元素的浸出情况及浸出特性研究相对较少。针对这一现状,本论文通过采集广西壮族自治区平果县和靖西县（GX-A-B、GX-B-B,拜耳法）、河南省荥阳市（HN-A-C,联合法）及山东省淄博市（SD-A-B、SD-B-B,拜耳法）五个铝土矿冶炼厂的赤泥样品,通过赤泥单级浸出、逐级提取连续浸出、基于p H值变化间歇式浸出三种浸出实验方法分别分析赤泥中元素的浸出潜在环境风险、微量元素结合形态分布、赤泥浸出过程中基于p H值变化体现的浸出特性,以期为赤泥的安全处置和资源化应用提供参考依据。首先,论文采用我国固体废物毒性浸出方法（HJ/T 299-2007）对采集到的五个赤泥样品进行了模拟酸雨降水条件下赤泥浸出行为实验研究。研究结果表明:赤泥中主要元素Al、Fe、Na和Ti,微量重金属元素As、Cr、Mo、Se,及阴离子F-浸出浓度均超出我国地表水环境质量三级标准和（或）地下水质量三级标准数倍到数百倍,在堆存过程中具有潜在环境风险。其次,论文采用改进的Tessier逐级提取浸出实验分析了赤泥中潜在资源价值微量金属元素的结合形态分布。研究结果表明:（1）稀土元素Sc和Y在GX和HN赤泥中具有较高潜在浸出提取量,可浸出比例分别达到44.86-50.70%和56.35-62.71%;镧系稀土元素（除Pm）在赤泥中含量最高达到1340.8μg/g（GX-B-B）,五种赤泥样品中可浸出比例在18.84-27.11%之间。（2）其他微量有价金属元素中,Ga在GX和HN赤泥中可浸出比例较高（28.14-35.32%）;Li在HN赤泥中含量（287μg/g）和可浸出比例（61.43%）均远高于GX和SD赤泥;Nb在GX赤泥中含量（277-395μg/g）和可浸出比例（4.78-7.68%）相对较高;V在赤泥中含量均较高（353-600μg/g）,最高可浸出量为GX赤泥,潜在可浸出比例高达51.7-64.7%。然后,论文采用EPA Method 1313基于p H值变化的间歇式浸出实验对所采集赤泥样品中主要元素（Al、Ca、Fe、Si）,微量元素（碱金属元素Mg、微量重金属元素、稀土元素和其他微量有价金属元素）,阴离子（Cl-和F-）浸出特性进行了分析研究。研究结果表明:（1）浸出液p H值随着酸的添加,开始阶段迅速下降;当到p H=6附近时,随着酸进一步添加,浸出液p H值下降缓慢,呈现出较强的酸缓冲能力。（2）就赤泥中元素浸出模式而言,Al、Si、Cr、Cu、Pb、Ga和V呈两性浸出模式;Ca、Mg和Ba呈阳离子浸出模式;Mo呈含氧阴离子浸出模式;Fe、Si、Mn和Li的浸出模式相对明显性较低。（3）除As、Ga和V在极酸和极碱条件都有最高浸出量外,其他元素最高浸出量均在极酸条件（p H=2）。最后,论文采用美国Visual MINTEQ地球化学模型模拟研究了赤泥中主要元素Al、Ca、Fe和微量元素As、Cr、Cu、Pb、Mg、Ba、Mn的溶解-沉降浸出控制机制。研究结果表明:（1）Fe、As、Cr、Cu、Pb和Mn属于氧化还原敏感型元素,Al、Ca、Mg和Ba属于氧化还原低敏感型或无敏感型元素。（2）Al、Fe、Cr、Cu、Pb和Mn浸出主要受其氧化物或氢氧化物的溶解沉降控制;Mg的浸出主要受其碳酸化合物溶解-沉降控制;Ba的浸出主要控制矿物类型与Ca类似,在酸性、中性和弱碱性下主要由其硫酸化合物溶解-沉降控制,在碱性条件下受其碳酸化合物溶解-沉降控制。（3）Fe3+出现过饱和现象,是由于Fe矿物颗粒粒径减小导致的溶解平衡常数的增大所致;Ca2+和Mg2+在碱性条件下（p H>12）出现过饱和现象,是由于其硫酸化合物在此p H值范围发生反应生成碳酸化合物的结果。（4）As的浸出过程涉及到砷酸盐矿物/固体的溶解沉降和矿物表面吸附共同作用。论文的研究工作表明:（1）赤泥中主要元素Al、Fe、Na和Ti,微量重金属元素As、Cr、Mo和Se,阴离子F-存在潜在环境风险,在堆存过程中需要采取进一步措施。（2）赤泥中潜在资源价值微量金属元素（稀土元素（除Pm）,其他微量有价金属元素Ga、Li、V）有可观的潜在浸出提取量。（3）赤泥中元素随p H值变化呈现不同的浸出模式。除As、Ga和V外,其余所有元素最大浸出量均出现在极酸条件（p H=2）。（4）Al、Fe、Cr、Cu、Pb和Mn浸出主要受其氧化物或氢氧化物的溶解沉降控制;Mg的浸出主要受其碳酸化合物溶解沉降控制;Ca与Ba在酸性、中性和弱碱性下主要由其硫酸化合物溶解沉降控制,在碱性条件下受其碳酸化合物溶解沉降控制。
曹祎男[6]（2019）在《垃圾焚烧飞灰中重金属的浸出特性与湿法控制研究》文中进行了进一步梳理随着垃圾焚烧法的迅速发展,土地资源的日益紧张,垃圾焚烧飞灰安全处理逐渐成为城市可持续发展中的瓶颈问题。由于垃圾焚烧飞灰中含有大量重金属如Pb、Zn、Cd、Cr等、重金属化合物和可溶性无机盐,具有较高的环境风险,被认定为危险废物。飞灰中重金属主要来源于报纸、塑料、颜料、镍镉电池和温度计等市政固体废物,其中的重金属成分经过高温焚烧富集于飞灰中,导致飞灰中重金属含量往往是固体废弃物燃料残留物的几倍。重金属在飞灰中的存在形态受到垃圾焚烧烟气成分、市政固体废物成分、燃烧温度、焚烧工艺和重金属物理化学性质等因素影响,反应过程复杂,因此飞灰中重金属生物毒性、生物富集性、迁移性和浸出毒性有所差别。目前垃圾焚烧飞灰的处理技术包括水泥/石灰固化、玻璃化/熔融固化、螯合剂固化、化学药剂处理、烧结处理、生物淋滤和资源化处置,但也各有其应用局限性如成本过高、处理过程复杂、处理效果差等。本研究聚焦于飞灰中重金属的浸出过程,模拟垃圾焚烧过程中产生HC1和SO2等酸性气体溶于水形成的酸性溶液,用于飞灰酸洗处理作为处理工艺的核心部分,并研究重金属的浸出过程。探究水洗、酸洗和碱洗等方法对飞灰中重金属的浸出效果,通过不同处理工艺组合处理飞灰,以期为飞灰中重金属的去除提供一种具有普遍性的方法,降低飞灰污染地下水的可能性和其环境风险。研究结果表明,不同地区的垃圾焚烧飞灰含水率、烧失率和可溶性碱性物质含量有一定差异,但飞灰都具有较强的酸碱缓冲能力。大多数飞灰颗粒粒径分布在0～200 μm范围内,粒径较小。飞灰主要组成元素是O、C1和Ca,C1含量较高主要是由于市政垃圾中厨余垃圾尤其是含盐食物和塑料材质垃圾占比较高,飞灰成分组成包括CaCO3、CaSO4、SiO2和含氯化合物,其中氯化物大多数为碱金属氯化物。飞灰中含有碳酸根基团、硫酸根基团和Si-Si、O-Si-O、Si-O键等,基本不含有机官能团,表面孔结构为片状粒子堆积形成的狭缝孔,平均孔径分布在10-30 nm,属于介孔,且飞灰孔径在2 nm和50 nm左右的孔较多。飞灰表面结构复杂,电镜下可以观察到大量针状晶体、类球形微粒和许多不规则凝聚体,主要为金属盐结晶体和玻璃质物质等。水洗处理可有效去除飞灰中可溶性碱性物质、含氯化合物和一些重金属化合物,提高酸洗效率,随着水灰比的升高,可溶性碱性物质去除率也随之升高,当水灰比为10:1（L/kg）时,去除效率可达到98.88%。酸洗处理时,酸洗时间和酸灰比对重金属溶出量有明显影响。随着酸洗时间的增加,飞灰中重金属浸出量逐渐增加,酸洗时间达到120 min时,飞灰中重金属溶出量趋于稳定。酸灰比的升高实质通过改变混合液的pH值影响飞灰中重金属浸出效率,在酸灰比达到40:1（L//kg）时,飞灰中各重金属都可达到较高的浸出效率。酸洗温度和震荡速率在一定范围内变化,不会对重金属溶出效率产生明显影响。碱性环境下,可有效去除飞灰中的Pb和Zn。选择碱洗+水洗+酸洗工艺处理飞灰具有最高的重金属去除效果,但水洗+水洗+酸洗工艺在保持较高重金属去除效率的同时,还可降低成本,是较优方案。通过两次水洗处理飞灰不仅可有效去除飞灰中的金属氯化物和重金属如Zn和Pb等,还可去除飞灰中大部分可溶性碱性物质。大多数复杂的钙、镁、铝、钠和钾的含氯盐类物质和一些金属盐的水合物都可溶于水,可通过水洗处理有效的去除,因此水洗后飞灰表面附着物有所减少,飞灰表面颗粒分布更为分散。利用垃圾焚烧发电厂处理垃圾渗滤液后产生的中水作为工艺流程用水,利用微型气泵连续抽取酸性烟气进入中水配置成酸洗液处理飞灰,可有效降低飞灰的环境风险,但处理效果相比于用水为去离子水的处理方法有所降低。
吴子涵[7]（2019）在《垃圾焚烧厂渗滤液膜浓缩液强化混凝预处理研究》文中进行了进一步梳理垃圾渗滤液处理中膜分离技术广泛应用而随之产生的膜浓缩液,较普通渗滤液而言,可生化性更差,污染物浓度高,具有高盐分和高电导率,无害化难度较大,单一处理技术往往效果欠佳,通常采用组合工艺来达到更好的处理效果。混凝法作为当下主流的污水处理技术,工艺简单,经济有效,可作为渗滤液膜浓缩液的预处理技术,通过降低膜浓缩液中污染物的浓度,为其深度处理提供保障。因此,本文通过强化混凝对垃圾焚烧厂渗滤液膜浓缩液进行处理,主要研究内容和结论如下:（1）对物料膜、反渗透膜和纳滤膜浓缩液的水质特性进行分析,分别进行单因素实验,确定了各自的最佳混凝剂及优化条件。综合看来,PSAF的混凝效果最好,物料膜浓缩液的最佳混凝条件为PSAF投加量50g/L,助凝剂PAM0.08g/L,初始pH为7;反渗透浓缩液的最佳混凝条件为PSAF投加量为40g/L,助凝剂0.03g/L,初始pH为5;纳滤浓缩液的最佳混凝条件为PSAF投加量为35g/L,助凝剂0.07g/L,初始pH为5。（2）通过正交实验研究搅拌条件对混凝效果影响。对CODCr、UV254、色度的去除效果影响程度为快搅速度>快搅时间>慢搅速度,浊度的去除效果影响程度为快搅时间>快搅速度>慢搅速度。快搅速度对四种污染物去除率影响程度的大小排序为CODCr>色度>UV254>浊度;快搅时间和慢搅速度对四种污染物去除率影响程度的大小排序均为色度>UV254>浊度>CODCr。CODCr和色度去除效果的最优搅拌条件为:快搅速度400r/min、时间120s,慢搅速度80r/min;UV254去除效果的最优搅拌条件为:快搅速度500r/min、时间120s,慢搅速度60r/min;浊度去除效果的最优搅拌条件为:快搅速度400r/min、时间120s,慢搅速度60r/min。（3）通过紫外-可见光谱和三维荧光光谱研究了难降解有机物在混凝前后的去除特性。混凝后,E254和E280的值减小,说明有机物的芳香化程度得到了有效降低。E240/E420、E300/E400和E250/E365的值增大,分别表示了腐殖质结构化程度降低、聚合度减小和有机物分子量减小,E253/E203值的减小表明芳香环上取代基的种类减少。三维荧光光谱分析表明混凝后紫外光区富里酸基本上全部去除,可见光区富里酸的去除率达到了90%95%,并且有类酪氨酸类物质荧光峰或可溶性微生物降解产物等出现,说明浓缩液的可生化性得到了改善。
高鹤华[8]（2018）在《水泥窑尾气曝气过程中飞灰水洗液重金属沉淀特性》文中研究指明现如今,垃圾总产量逐年增长,垃圾减量是一种理想的资源节约型手段,焚烧技术得到迅速发展,虽然水洗过程能够有效去除氯盐,但重金属也会浸出到溶液中。水泥窑在实际生产中排放大量尾气,尾气的排放造成大气污染。利用水泥窑尾气中高含量的CO2通入至飞灰处理液中,减少大气中CO2排放,同时起到有效去除重金属的作用。本文主要研究不同水洗工况（液固比、水洗时间、水洗温度、水洗次数）重金属（Cu、Zn、Pb、Fe、Ni、As、Cr）浸出特性,通过正交实验得出最佳水洗工况,在最佳工况下对溶液曝气,研究不同曝气工况（曝气温度、曝气速率、气体占比）对重金属去除效果的影响,利用PHREEQC模拟软件对重金属进行沉淀特性模拟。经XRD分析,飞灰中的氯盐经水洗后其衍射峰明显消失。总体上来说,重金属浸出量随着液固比和水洗时间的增加而降低,Cl-和SO42-去除率逐渐增加,As、Cr、Ni呈现波动性。根据正交实验结果得出,水洗最佳工况为液固比为8,水洗时间10 min,室温水洗1次。本文采用不同曝气温度（25、50、80℃）、曝气速率（10、15 ml/min）、CO2气体占比（15、33%）曝气,总体上碳酸化进程对重金属去除效果较理想,Cu、Zn、Pb去除效果较为明显,Cr、Ni经碳酸化可达到排放标准。PHREEQC模拟结果表明,重金属沉淀特性主要包括自身沉淀、铁铝胶体吸附和CaCO3吸附,在曝气前期,重金属浓度通过自身沉淀控制,在曝气后期,主要通过铁铝胶体和CaCO3的吸附控制。
张云峰[9]（2017）在《泉州市大气PM2.5化学组成特征及铅锶同位素示踪研究》文中研究说明泉州市位于我国东南沿海,是我国“一带一路”战略海上丝绸之路的先行区。在经济高速发展的同时,其大气环境问题得到越来越多的关注。PM2.5作为大气主要污染物,其危害已得到广泛认识,而控制大气PM2.5污染的关键是对其来源的准确识别。根据当前城市大气颗粒物来源复杂的特点,开展大气PM2.5化学组成特征及来源解析研究,揭示城市大气PM2.5的主要来源,能够为政府开展大气颗粒物污染防治提供理论基础和科学依据。本研究于2014年3月2015年1月同步采集了泉州市5个采样站位共136个大气PM2.5样品。采用离子色谱法分析了大气PM2.5中Na+、NH4+、K+、Ca2+、Mg2+、F-、Cl-、NO3-和SO42-等9种水溶性离子;采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）分析了大气PM2.5和潜在源中痕量金属元素及铅同位素组成;采用热电离质谱仪（TI-MS）分析了大气PM2.5和潜在源中锶同位素组成。开展了以下研究:1)泉州市大气PM2.5浓度时空分布特征;2)水溶性离子季节分布特征及来源解析;3)大气PM2.5中痕量金属元素时空分布特征;4)大气PM2.5中镧系元素的季节分布特征及来源解析;5)大气PM2.5中有毒金属元素的生物有效性及人体健康风险评价;6)大气PM2.5污染来源的铅、锶同位素示踪。研究结果表明:（1）泉州市大气PM2.5浓度变化范围为7.2μg/m3103.4μg/m3。大气PM2.5浓度水平总体较低,呈现春季>夏季>冬季>秋季的季节变化特征。大气PM2.5浓度在居住工业混合区大于商业居住区和背景区。（2）泉州市大气PM2.5中水溶性离子具有明显的季节变化特征,春、冬季9种水溶性离子总浓度明显高于夏、秋季。SO42-、NO3-和NH4+是泉州市大气PM2.5中主要的水溶性离子,三者占水溶性离子总浓度的比例分别为春季（90.3±3.3）%、夏季（68.8±11.7）%、秋季（78.9±7.1）%、冬季（74.0±18.4）%。（NH4）2SO4、NH4HSO4和NH4NO3是春、冬季铵盐的主要存在形式,而夏、秋季铵盐的主要存在形式是NH4HSO4和NH4NO3。正矩阵因子分析法（Positive Matrix Factorization,PMF）解析结果显示,泉州市大气PM2.5中水溶性离子主要来自海盐、二次源（二次硝酸盐和二次硫酸盐）、建筑扬尘、垃圾焚烧源和生物质燃烧源。（3）泉州市大气PM2.5痕量金属元素浓度在春、冬季波动较大,夏、秋季变化则较为平缓。大气PM2.5痕量金属元素浓度在各站位间整体上差异较小。（4）泉州市大气PM2.5中总镧系元素平均浓度为4.242ng/m3（95.863μg/g）,Ce元素表现为正异常,而Eu元素表现为负异常。La-Ce-V三元图分析表明,大气PM2.5可能来自:1)城市扬尘,包括建筑尘（建筑施工场路面尘和水泥尘）和土壤扬尘;2)燃煤尘,主要是燃煤电厂飞灰和工业燃煤锅炉飞灰;3)汽车尾气尘;4)垃圾焚烧飞灰。（5）泉州市大气PM2.5有毒金属元素生物有效性分析结果表明,Ni、As、Cd、Zn、Cu和Pb等为生物可利用元素,在大气中具有较强的迁移转化能力;而Be、Cr、Co、V和Ba为潜在生物可利用元素。人体健康风险评价结果表明,PM2.5中重金属元素主要通过口鼻吸入（inhalation）途径危害人体健康。在监测的9种有毒金属元素中,Cr、Co、As对泉州市区居民有潜在的致癌风险;Ni和As有潜在的非致癌风险。Cr、Co、As和Ni是今后泉州市大气重金属污染防治的重点元素,各级环保部门和政府机构应加快对污染源的排放清单的制定工作,并对重点重金属提出可行的控制措施,保护人体健康。（6）铅、锶同位素示踪大气PM2.5污染来源研究得出,泉州市大气PM2.5的主要一次源为建筑尘、交通排放源、燃煤尘、垃圾焚烧厂飞灰和土壤扬尘。二次源主要为硫酸铵、硫酸氢铵和硝酸铵。利用同位素混合模型计算得出各源的贡献率分别为:交通源（33.4%）>建筑尘（22.3%）>二次源（18.6%）>燃煤尘（14.9%）>土壤扬尘（7.8%）>垃圾焚烧飞灰（3.0%）。
高云西[10]（2017）在《接种溶镉功能菌堆肥及其效果研究》文中研究表明随着重金属污染土壤面积不断扩大,导致我国农作物种植受到不同程度影响。农作物从土壤中吸收的重金属积累在体内,并通过食物链传递,进入人体内,对人类健康构成了严重的威胁。寻找一种既不破坏土壤生态环境,且经济可行的修复技术是国内外研究者共同探讨的问题。微生物接种技术在堆肥中广泛应用,目前主要是侧重对堆肥腐熟效果研究,但对堆肥治理重金属污染等研究不足。本文利用一株能产生柠檬酸、草酸等有机酸的黑曲霉对难溶重金属的溶解能力分析,并利用黑曲霉与前人筛选的腐熟菌组成复合功能菌,以不同方式接入园林绿化废弃物进行好氧堆肥,研究不同接种方式对堆肥过程中腐熟效果的影响,分析堆肥产品对土壤重金属的活化效果,为堆肥功能化开发提供科学依据。黑曲霉产酸溶解CdCO3实验,分别添加0、50、100mg/L CdCO3分析黑曲霉代谢产生柠檬酸和草酸量,以及其对CdCO3的溶解效果。实验结果表明,黑曲霉分泌的柠檬酸等有机酸能溶解CdCO3,消耗有机酸,使得发酵液pH值升高;未添加CdCO3的空白处理,黑曲霉生长良好,发酵液柠檬酸等含量较高,酸性较强;随着CdCO3添加量增加,Cd溶出率增加;利用黑曲霉溶解土壤中重金属,进一步探讨其溶解能力。结果表明,不同土壤添加量对黑曲霉体生长和重金属溶出率有不同的影响,土壤添加量较高时,黑曲霉体含量和重金属溶出率下降,pH值升高;土壤添加量为11.68g的溶出效果最优;黑曲霉对土壤重金属的可交换态、碳酸盐结合态、氧化物结合态溶出效果较为显着,但对性质稳定的有机结合态、残渣态溶出效果不明显。拮抗实验表明腐熟菌与功能菌（黑曲霉）之间不存在拮抗,且溶解土壤重金属的能力以黑曲霉为最佳;利用腐熟菌和功能菌构建复合功能菌剂,进行接种堆肥可以提高堆肥温度、种子发芽指数、堆肥真菌数量,降低堆肥碳氮比,加快堆肥腐熟进程,而且前期和后期二次接种的效果更佳。堆肥浸提液对土壤重金属具有一定溶解效果,前期和后期二次接种处理的浸提液对Cd的溶出效果最好。不同时间接种处理的堆肥对土壤重金属Cd的溶解效果不同,未接种处理溶解效果较差,而前期和后期二次接种处理的堆肥产品溶出效果最优,其溶出率为19.36%。
二、城市垃圾焚烧残渣中阴离子的溶解性研究（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、城市垃圾焚烧残渣中阴离子的溶解性研究（论文提纲范文）
（1）BES辅助电渗析处理垃圾焚烧飞灰中的Cu和Cd（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.2.1 生活垃圾焚烧飞灰的处理与处置现状 |
| 1.2.2 垃圾焚烧飞灰中重金属元素的产生及危害 |
| 1.3 飞灰中重金属元素的处理技术 |
| 1.3.1 水泥固化处理技术 |
| 1.3.2 热处理技术 |
| 1.3.3 化学药剂稳定技术 |
| 1.3.4 分离提取技术 |
| 1.3.5 其他处理技术 |
| 1.4 生物电化学系统 |
| 1.4.1 生物电化学系统介绍 |
| 1.4.2 微生物燃料电池 |
| 1.4.3 生物电化学系统应用 |
| 1.5 电渗析系统 |
| 1.5.1 电渗析系统介绍 |
| 1.5.2 电渗析技术应用 |
| 1.6 课题研究目的、研究内容、技术路线 |
| 1.6.1 课题研究目的 |
| 1.6.2 课题研究内容 |
| 1.6.3 研究路线 |
| 2 生活垃圾焚烧飞灰中重金属的浸出特性 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 飞灰理化性质实验方法 |
| 2.2.2 飞灰中重金属浸出实验方法 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 飞灰中Cu和Cd的形态与含量 |
| 2.3.2 初始pH对Cu和Cd的浸出特性影响 |
| 2.3.3 液固比对Cu和Cd的浸出特性影响 |
| 2.3.4 浸取剂对Cu和Cd的浸出特性影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 BES辅助电渗析系统处理飞灰中重金属Cu和Cd |
| 3.1 微生物燃料电池 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 微生物燃料电池产电性能 |
| 3.2 正交实验方案设计 |
| 3.2.1 正交实验设计 |
| 3.2.2 正交实验方法 |
| 3.3 电渗析耦合系统中反应池中Cu和Cd浸出率的研究 |
| 3.3.1 反应池中Cu的浸出率 |
| 3.3.2 反应池中Cd的浸出率 |
| 3.3.3 本节小结 |
| 3.4 电渗析耦合系统中Cu和Cd迁移方向的研究 |
| 3.4.1 电渗析耦合系统中Cu迁移方向 |
| 3.4.2 电渗析耦合系统中Cd迁移方向 |
| 3.4.3 本节小结 |
| 3.5 电渗析耦合系统中离子交换膜上Cu和Cd沉积的研究 |
| 3.5.1 离子交换膜上Cu沉积 |
| 3.5.2 离子交换膜上Cd沉积 |
| 3.5.3 本节小结 |
| 3.6 正交实验分析 |
| 3.6.1 直观分析 |
| 3.6.2 方差分析 |
| 3.6.3 本节小结 |
| 3.7 电渗析耦合系统实验前后Cu和Cd重金属形态的研究 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（2）生物炭改性薄膜扩散梯度技术对土壤重金属生物有效性预测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 土壤重金属污染概述 |
| 第二节 土壤重金属生物有效性概述 |
| 1.2.1 重金属生物有效性简介 |
| 1.2.2 土壤中重金属生物有效性的影响因素 |
| 第三节 土壤重金属生物有效性预测技术 |
| 1.3.1 土壤重金属生物有效性传统预测方法 |
| 1.3.2 薄膜扩散梯度技术 |
| 第四节 生物炭在DGT技术中的应用 |
| 1.4.1 生物炭性质 |
| 1.4.2 生物炭应用于DGT技术的可行性分析 |
| 第五节 本论文研究意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 DGT技术预测水溶液中重金属生物有效性 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 生物炭制备与表征 |
| 2.2.3 试验设计 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 数据处理与分析 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭的特征 |
| 2.3.2 DGT扩散系数 |
| 2.3.3 重金属浓度的影响 |
| 2.3.4 pH值的影响 |
| 2.3.5 DOM浓度的影响 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 DGT技术预测土壤中重金属生物有效性 |
| 第一节 引言 |
| 第二节 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 数据处理与分析 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 3.3.1 土壤中重金属Cd的形态分布 |
| 3.3.2 pH对土壤重金属有效态预测的影响 |
| 3.3.3 DOM浓度对提取土壤重金属有效态的影响 |
| 3.3.4 不同类型阴、阳离子的浓度对提取土壤重金属有效态的影响 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 第一节 研究结论 |
| 第二节 创新点 |
| 第三节 不足及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）医疗废物焚烧飞灰中重金属的水热处理和富集研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 医疗废物的处置方式 |
| 1.3 医疗废物焚烧飞灰的产生状况 |
| 1.4 医疗废物焚烧飞灰的基本污染特征 |
| 1.4.1 氯和碳组分 |
| 1.4.2 重金属 |
| 1.4.3 二恶英 |
| 1.5 医疗废物焚烧飞灰中重金属处理处置技术 |
| 1.5.1 化学试剂稳定法 |
| 1.5.2 水泥固化技术 |
| 1.5.3 热处理技术 |
| 1.5.4 水热处理技术 |
| 1.5.5 浮选处理技术 |
| 1.6 本文主要研究内容 |
| 2 医疗废物焚烧飞灰的特性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 飞灰样品 |
| 2.3 实验试剂和仪器 |
| 2.4 飞灰特性分析方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 成分分析 |
| 2.5.2 形貌分析和粒度分析 |
| 2.5.3 飞灰中重金属含量及毒性分析 |
| 2.5.4 飞灰形态分布分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 医疗废物焚烧飞灰中重金属的水热处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 水热处理对飞灰中重金属的影响 |
| 3.4.2 水热处理前后飞灰的晶相结构分析 |
| 3.4.3 水热处理前后飞灰的表面形貌分析 |
| 3.4.4 水热处理飞灰后重金属的液固相分布 |
| 3.4.5 水热处理前后飞灰的形态分布分析 |
| 3.4.6 水热处理前后飞灰重金属分布情况 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 医疗废物焚烧飞灰中重金属的富集研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验试剂和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 酸浸实验 |
| 4.3.2 柠檬酸-壳聚糖球(CA-CS)的制备 |
| 4.3.3 CA-CS对飞灰浸出液中Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附实验 |
| 4.3.4 分析方法 |
| 4.4 实验结果与分析 |
| 4.4.1 初始pH值对盐酸浸提飞灰中重金属酸浸率的影响 |
| 4.4.2 浸提时间对盐酸浸提飞灰中重金属酸浸率的影响 |
| 4.4.3 液固比(L/S)对盐酸浸提飞灰中重金属酸浸率的影响 |
| 4.4.4 吸附动力学 |
| 4.4.6 吸附等温线 |
| 4.4.7 脱附实验 |
| 4.4.8 柱吸附研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 研究结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 术语符号对照表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（4）鄞州区垃圾焚烧处理方案工艺和经济分析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的背景 |
| 1.2 研究的目的及意义 |
| 1.2.1 研究的目的 |
| 1.2.2 研究的意义 |
| 1.3 国内外相关研究综述 |
| 1.3.1 国外相关研究综述 |
| 1.3.2 国内相关研究综述 |
| 1.4 本文研究内容、方法和思路 |
| 1.4.1 本文研究内容 |
| 1.4.2 本文研究方法 |
| 1.4.3 本文研究的思路 |
| 第二章 城市生活垃圾处理技术发展及其现状分析 |
| 2.1 城市生活垃圾处理技术的分类与比较 |
| 2.1.1 分类回收 |
| 2.1.2 卫生填埋 |
| 2.1.3 堆肥 |
| 2.1.4 焚烧 |
| 2.1.5 垃圾综合处理 |
| 2.1.6 垃圾处理工艺的比较 |
| 2.2 国内外垃圾处理技术应用概况 |
| 2.2.1 国外垃圾处理技术应用概况 |
| 2.2.2 国内垃圾处理技术应用概况 |
| 2.3 城市生活垃圾处理存在的问题 |
| 2.4 城市生活垃圾处理未来发展趋势 |
| 2.4.1 提倡分类收集和回收利用 |
| 2.4.2 鼓励有机垃圾堆肥 |
| 2.4.3 继续稳步发展垃圾焚烧技术 |
| 2.4.4 填埋仍将是垃圾处理的基本方式 |
| 2.5 循环经济与垃圾资源化利用 |
| 第三章 宁波鄞州区城市生活垃圾处理工艺方案的选择 |
| 3.1 项目服务区及人口概况 |
| 3.2 生活垃圾产量现状及预测 |
| 3.2.1 生活垃圾产量现状 |
| 3.2.2 生活垃圾产量预测 |
| 3.2.3 生活垃圾的特性现状 |
| 3.2.4 生活垃圾成分和热值 |
| 3.3 垃圾处理工艺方案适应性分析 |
| 3.3.1 填埋工艺适应性分析 |
| 3.3.2 堆肥工艺适应性分析 |
| 3.3.3 焚烧工艺适应性分析 |
| 3.4 垃圾处理工艺的确定 |
| 3.4.1 工艺确定原则 |
| 3.4.2 宁波鄞州区生活垃圾处理工艺方案的选择 |
| 3.5 垃圾焚烧处理厂地理位置的选择 |
| 3.5.1 厂址的比较选择 |
| 3.5.2 厂址的简介 |
| 3.6 项目情况简介 |
| 3.6.1 生活垃圾焚烧发电工艺系统和主要设备 |
| 3.6.2 投资匡算 |
| 3.6.3 项目实施计划 |
| 第四章 宁波鄞州区垃圾焚烧发电方案的经济性分析 |
| 4.1 经济性分析数据基础 |
| 4.1.1 垃圾处理量 |
| 4.1.2 税金 |
| 4.2 总成本费用估算 |
| 4.2.1 外购原材料和燃料动力 |
| 4.2.2 工资及福利费 |
| 4.2.3 维修费 |
| 4.2.4 环境保护费用 |
| 4.2.5 折旧费 |
| 4.2.6 摊销费 |
| 4.2.7 财务费用 |
| 4.2.8 管理费用 |
| 4.2.9 成本费用 |
| 4.2.10 经营成本 |
| 4.3 经营收入预测 |
| 4.4 基本财务分析 |
| 4.4.1 利润估算 |
| 4.4.2 贷款偿还 |
| 4.4.3 现金流量分析 |
| 4.4.4 资产负债分析 |
| 4.5 敏感性分析和风险分析 |
| 4.5.1 盈亏平衡分析 |
| 4.5.2 敏感性分析 |
| 4.5.3 风险分析 |
| 4.6 初步财务评价 |
| 4.7 主要技术经济指标 |
| 第五章 社会影响及风险分析 |
| 5.1 社会环境影响分析 |
| 5.1.1 社会影响 |
| 5.1.2 环境影响 |
| 5.2 社会适应性分析 |
| 5.3 社会稳定风险分析 |
| 5.3.1 社会稳定风险评估的范围 |
| 5.3.2 项目的社会稳定风险内容及其评价 |
| 5.3.3 社会稳定风险防范措施 |
| 5.4 社会风险及对策分析 |
| 5.4.1 风险分析 |
| 5.4.2 风险管理措施 |
| 5.4.3 风险识别与风险防范 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
（5）基于pH值变化的赤泥中元素浸出特性及控制机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 赤泥产生工艺 |
| 1.2.2 赤泥综合利用现状 |
| 1.2.3 赤泥潜在风险 |
| 1.2.4 赤泥中元素浸出特性 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 研究创新点 |
| 第2章 赤泥矿物组成及理化性质 |
| 2.1 样品来源 |
| 2.2 矿物组成 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验方法与过程 |
| 2.2.3 结果与讨论 |
| 2.3 基本物理特性 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验方法与过程 |
| 2.3.3 结果与讨论 |
| 2.4 赤泥中元素成分分析 |
| 2.4.1 赤泥化学组成 |
| 2.4.2 元素成分分析及碳含量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 赤泥浸出毒性及浸出潜在环境风险 |
| 3.1 DIN38414-S4浸出实验 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验方法与过程 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.2 TCLP浸出实验 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验方法与过程 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.3 HJ/T299-2007浸出实验 |
| 3.3.1 实验仪器 |
| 3.3.2 实验方法与过程 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 赤泥中微量元素结合形态分布 |
| 4.1 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 实验过程 |
| 4.4 微量元素结合形态分布 |
| 4.4.1 微量重金属元素 |
| 4.4.2 稀土元素 |
| 4.4.3 其他微量有价金属元素 |
| 4.5 本章小节 |
| 第5章 基于pH变化的赤泥中元素浸出特性研究 |
| 5.1 USEPA Method1313 实验 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.3 实验过程 |
| 5.3.1 酸中和滴定实验 |
| 5.3.2 基于pH值变化的浸出实验 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 酸中和能力 |
| 5.4.2 氧化还原电位 |
| 5.4.3 主要元素浸出特性 |
| 5.4.4 微量元素浸出特性 |
| 5.4.5 阴离子浸出分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 赤泥中元素浸出的溶解-沉降控制机制研究 |
| 6.1 理论基础 |
| 6.2 数值模拟过程 |
| 6.3 溶解-沉降浸出控制分析 |
| 6.3.1 存在形态及其控制性矿物/固体 |
| 6.3.2 液相组成活度与饱和度计算 |
| 6.4 赤泥中元素浸出控制机制分析 |
| 6.4.1 主要元素 |
| 6.4.2 微量元素 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及科研成果 |
（6）垃圾焚烧飞灰中重金属的浸出特性与湿法控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 飞灰特性及环境风险 |
| 1.2.1 飞灰中重金属来源及组成 |
| 1.2.2 飞灰环境风险 |
| 1.2.3 重金属生物毒性 |
| 1.3 飞灰处理技术研究进展 |
| 1.3.1 固化稳定 |
| 1.3.2 化学处理 |
| 1.3.3 烧结处理 |
| 1.3.4 生物淋滤 |
| 1.3.5 资源化处置 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验飞灰样品 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 水洗处理 |
| 2.3.2 碱洗、酸洗处理 |
| 2.3.3 X射线衍射仪检测 |
| 2.3.4 烧失率和含水率的测定 |
| 2.3.5 飞灰元素分析 |
| 2.3.6 飞灰表面特征分析 |
| 2.3.7 COD值测定 |
| 2.3.8 消解 |
| 2.4 评价指标 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 垃圾焚烧飞灰物理性质、化学性质研究 |
| 3.1 飞灰烧失率和含水率 |
| 3.2 飞灰中可溶性碱性物质测定 |
| 3.3 粒径分布 |
| 3.4 元素含置测定 |
| 3.5 飞灰XRD分析 |
| 3.6 飞灰表面特征分析 |
| 3.6.1 红外光谱分析 |
| 3.6.2 飞灰比表面积测定 |
| 3.6.3 飞灰SEM分析 |
| 3.7 飞灰浸出毒性鉴别实验 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 飞灰湿法控制实验 |
| 4.1 飞灰湿法控制参数研究 |
| 4.1.1 飞灰水洗水灰比研究 |
| 4.1.2 飞灰酸洗时间变量实验 |
| 4.1.3 飞灰酸洗酸灰比研究 |
| 4.1.4 飞灰酸洗温度变量实验 |
| 4.1.5 飞灰酸洗震荡速率变量实验 |
| 4.2 飞灰湿法控制工艺组合 |
| 4.2.1 水洗+酸洗 |
| 4.2.2 碱洗+水洗+酸洗 |
| 4.2.3 水洗+水洗+酸洗 |
| 4.3 两次飞灰水洗处理后效果研究 |
| 4.3.1 两次水洗后飞灰中元素变化 |
| 4.3.2 碱性物质去除效率 |
| 4.3.3 两次水洗处理后飞灰XRD分析 |
| 4.3.4 两次水洗处理后飞灰SEM分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 飞灰湿法控制现场实验 |
| 5.1 现场试验设计 |
| 5.2 中水理化性质研究 |
| 5.2.1 中水pH值测定 |
| 5.2.2 中水COD值和浊度测定 |
| 5.2.3 中水中离子浓度测定 |
| 5.3 酸洗液配制及处理效果 |
| 5.3.1 现场装置 |
| 5.3.2 酸洗液pH值测定 |
| 5.3.3 酸洗液中离子浓度 |
| 5.3.4 处理效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足 |
| 6.3 改进与展望 |
| 参考文献 |
| 研究生期间发表成果 |
| 致谢 |
（7）垃圾焚烧厂渗滤液膜浓缩液强化混凝预处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究的背景与意义 |
| 1.1.1 研究的背景 |
| 1.1.2 研究的意义 |
| 1.2 渗滤液膜滤浓缩液的来源与特性 |
| 1.2.1 渗滤液膜滤浓缩液的来源 |
| 1.2.2 渗滤液膜滤浓缩液的分类与特性 |
| 1.3 国内外膜浓缩液处理技术研究现状及进展 |
| 1.3.1 回喷焚烧炉 |
| 1.3.2 蒸发处理技术 |
| 1.3.3 高级氧化技术 |
| 1.3.4 混凝及组合处理工艺 |
| 1.3.5 协同处理方法 |
| 1.4 混凝相关理论和研究 |
| 1.4.1 混凝基础理论 |
| 1.4.2 混凝剂种类及选择 |
| 1.4.3 渗滤液浓缩液可混凝性分析 |
| 1.5 研究的目标、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容与技术路线 |
| 1.5.3 课题的创新性 |
| 第2章 混凝处理浓缩液的污染物去除特性及优化条件 |
| 2.1 混凝单因素实验的设计与实施 |
| 2.1.1 实验试剂与水样 |
| 2.1.2 监测指标与分析方法 |
| 2.1.3 实验方法设计 |
| 2.2 物料膜浓缩液单因素实验结果及讨论 |
| 2.2.1 混凝剂及投加量对混凝效果的影响2.2.1.1絮体沉降效果 |
| 2.2.2 助凝剂PAM投加量对混凝结果的影响 |
| 2.2.3 初始pH值对混凝结果的影响 |
| 2.2.4 物料膜浓缩液优化条件的确定 |
| 2.3 STRO浓缩液单因素实验结果及讨论 |
| 2.3.1 混凝剂及投加量对混凝效果的影响 |
| 2.3.2 助凝剂PAM投加量对混凝结果的影响 |
| 2.3.3 初始pH值对混凝结果的影响 |
| 2.3.4 STRO浓缩液优化条件的确定 |
| 2.4 NF浓缩液单因素实验结果及讨论 |
| 2.4.1 混凝剂及投加量对混凝效果的影响 |
| 2.4.2 助凝剂PAM投加量对混凝结果的影响 |
| 2.4.3 初始pH值对混凝结果的影响 |
| 2.4.4 NF浓缩液优化条件的确定 |
| 2.5 污染物去除效果的差异性分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 搅拌条件对混凝效果影响的正交实验研究 |
| 3.1 正交实验设计 |
| 3.1.1 混凝实验条件的确定 |
| 3.1.2 正交实验表的设计 |
| 3.2 正交实验结果及分析 |
| 3.2.1 正交实验结果 |
| 3.2.2 结果分析与讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 优化混凝条件下污染物去除效果及DOM去除转化特性分析 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 难降解有机物在混凝前后去除转化特性的解析 |
| 4.2.2 阴离子浓度 |
| 4.2.3 重金属去除效果分析 |
| 4.3 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 |
（8）水泥窑尾气曝气过程中飞灰水洗液重金属沉淀特性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市垃圾概述 |
| 1.1.1 城市垃圾的来源与组成 |
| 1.1.2 城市垃圾现状 |
| 1.1.3 城市生活垃圾处置方法 |
| 1.2 生活垃圾焚烧飞灰产生及无害化处理技术 |
| 1.2.1 生活焚烧飞灰的产生 |
| 1.2.2 国内外研究现状 |
| 1.2.3 资源无害化处理技术 |
| 1.3 焚烧飞灰预处理技术 |
| 1.4 水泥窑尾气曝气技术 |
| 1.5 研究目的意义及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 飞灰水洗过程特性研究 |
| 2.1 实验材料及方案 |
| 2.1.1 材料及检测仪器 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.2 焚烧飞灰的物化性质 |
| 2.2.1 飞灰的物理性质 |
| 2.2.2 飞灰的化学性质 |
| 2.3 飞灰水洗特性 |
| 2.3.1 液固比对重金属浸出影响 |
| 2.3.2 水洗时间对重金属浸出影响 |
| 2.3.3 水洗温度对飞灰水洗液浸出特性影响 |
| 2.3.4 水洗工况对阴离子洗脱效率影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 水泥窑尾气曝气过程中重金属沉淀特性 |
| 3.1 飞灰水洗液曝气实验 |
| 3.2 实验结果及分析 |
| 3.2.1 Cu沉淀特性研究 |
| 3.2.2 Zn沉淀特性研究 |
| 3.2.3 Pb沉淀特性研究 |
| 3.2.4 Ni沉淀特性研究 |
| 3.2.5 Cr沉淀特性研究 |
| 3.2.6 pH与曝气时间变化规律分析 |
| 3.3 曝气沉淀产物XRD分析 |
| 3.4 曝气沉淀产物SEM-EDS分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 重金属沉淀特性模拟简析 |
| 4.1 Cu沉淀特性模拟 |
| 4.2 Pb沉淀特性模拟 |
| 4.3 Zn沉淀特性模拟 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表（含录用）的学术论文 |
（9）泉州市大气PM2.5化学组成特征及铅锶同位素示踪研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 PM_(2.5)化学组成 |
| 1.2.2 铅锶同位素示踪技术 |
| 1.3 论文研究的内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 1.4 论文的研究特色及创新 |
| 第2章 区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 大气PM_(2.5)样品的采集 |
| 2.2.2 大气PM_(2.5)潜在源样品的采集 |
| 2.3 样品分析 |
| 2.3.1 主要实验仪器与试剂 |
| 2.3.2 大气PM_(2.5)样品的分析 |
| 2.3.3 铅同位素分析 |
| 2.3.4 锶同位素分析 |
| 2.3.5 水溶性离子的分析 |
| 2.4 大气PM_(2.5)潜在源样品的分析 |
| 2.5 实验分析质量保证与质量控制 |
| 2.5.1 金属元素分析的质量控制 |
| 2.5.2 铅、锶同位素分析的质量控制 |
| 第3章 大气PM_(2.5)浓度时空分布特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 大气PM_(2.5)浓度时空分布特征 |
| 3.3 大气PM_(2.5)浓度与气象要素相关性分析 |
| 3.3.1 大气PM_(2.5)浓度与相对湿度的关系 |
| 3.3.2 大气PM_(2.5)浓度与气温、气压的关系 |
| 3.3.3 大气PM_(2.5)浓度与风速风向的关系 |
| 3.3.4 大气PM_(2.5)浓度与气象要素的相关系数 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 大气PM_(2.5)中水溶性离子季节变化特征及来源解析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 水溶性离子浓度的季节变化特征 |
| 4.3 阴、阳离子电荷平衡及铵盐存在形式 |
| 4.4 基于PMF模型的水溶性离子来源解析 |
| 4.4.1 PMF源解析方法 |
| 4.4.2 水溶性离子来源解析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 大气PM_(2.5)痕量金属污染特征研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 大气PM_(2.5)中痕量金属元素的分布特征 |
| 5.2.1 总体分布趋势 |
| 5.2.2 时空变化特征 |
| 5.3 大气PM_(2.5)中痕量金属污染特征分析 |
| 5.3.1 富集因子分析 |
| 5.3.2 地质累积指数分析 |
| 5.4 大气PM_(2.5)中镧系元素组成特征及来源解析 |
| 5.4.1 镧系元素分布特征 |
| 5.4.2 镧系元素配分模式及Ce、Eu异常 |
| 5.4.3 大气PM_(2.5)来源解析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 大气PM_(2.5)中有毒金属元素环境风险评价 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 生物有效性评价 |
| 6.2.1 生物有效性评价方法 |
| 6.2.2 大气PM_(2.5)中有毒金属元素的生物有效性评价 |
| 6.3 人体健康风险评价 |
| 6.3.1 健康风险评价的一般程序 |
| 6.3.2 有毒金属元素的健康风险评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 铅、锶同位素示踪大气PM_(2.5)来源 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 铅、锶同位素示踪原理 |
| 7.3 大气PM_(2.5)潜在源铅、锶同位素组成特征 |
| 7.3.1 铅、锶含量含量特征 |
| 7.3.2 铅、锶同位素组成特征 |
| 7.4 大气PM_(2.5)铅、锶同位素组成特征 |
| 7.4.1 铅、锶含量分布特征 |
| 7.4.2 铅、锶同位素组成特征 |
| 7.5 铅、锶同位素示踪大气PM_(2.5)来源 |
| 7.6 铅、锶同位素混合模型定量解析大气PM_(2.5)来源 |
| 7.6.1 同位素混合模型 |
| 7.6.2 大气PM_(2.5)来源定量解析 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（10）接种溶镉功能菌堆肥及其效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.2 土壤重金属污染特点 |
| 1.1.3 土壤重金属的危害 |
| 1.2 微生物法对修复土壤重金属的机理 |
| 1.2.1 吸附和富集作用 |
| 1.2.2 溶解和沉淀作用 |
| 1.2.3 氧化还原作用 |
| 1.2.4 根菌与土壤重金属的相互作用 |
| 1.3 溶解功能微生物在土壤重金属修复中的应用 |
| 1.3.1 化能自养微生物在土壤重金属修复中的应用 |
| 1.3.2 异养微生物在土壤重金属修复中的应用 |
| 1.4 接种溶解功能菌堆肥修复土壤重金属 |
| 1.4.1 营养物质在微生物修复中的作用 |
| 1.4.2 溶解功能菌与堆肥结合修复土壤重金属 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 黑曲霉溶解重金属能力研究 |
| 2.1.1 黑曲霉对CdCO3溶解效果实验 |
| 2.1.2 黑曲霉对土壤重金属溶解效果实验 |
| 2.2 复合菌剂的构建 |
| 2.2.1 功能菌与腐熟菌之间的拮抗试验 |
| 2.2.2 腐熟菌对土壤重金属的溶解效果研究 |
| 2.3 不同接种方式对堆肥腐熟程度的影响 |
| 2.3.1 供试材料 |
| 2.3.2 试验设计 |
| 2.3.3 测定方法 |
| 2.4 堆肥对土壤重金属CD的溶解效果 |
| 2.4.1 供试材料 |
| 2.4.2 试验方法 |
| 2.4.3 分析方法 |
| 2.5 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 黑曲霉溶解重金属能力研究 |
| 3.1.1 黑曲霉对CdCO3的溶出效果 |
| 3.1.2 黑曲霉对土壤中重金属的溶解效果实验 |
| 3.2 复合功能菌剂的构建 |
| 3.2.1 功能菌与腐熟菌之间的拮抗试验 |
| 3.2.2 腐熟菌与功能菌的发酵液pH值 |
| 3.2.3 腐熟菌对土壤重金属Cd的溶出效果 |
| 3.3 不同的堆肥工艺对功能菌繁殖的影响 |
| 3.3.1 堆体温度变化 |
| 3.3.2 堆体pH变化 |
| 3.3.3 堆肥种子发芽率 |
| 3.3.4 堆肥C/N |
| 3.3.5 堆肥微生物数量变化 |
| 3.3.6 堆肥浸提液对土壤重金属Cd的溶出效果 |
| 3.4 堆肥对土壤重金属CD的溶解效果 |
| 3.4.1 发酵液的pH值 |
| 3.4.2 堆肥对土壤重金属Cd的溶出效果 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 黑曲霉溶解重金属能力研究 |
| 4.1.2 复合菌剂构建及其在堆肥中的应用 |
| 4.1.3 不同接种方式对堆肥腐熟效果影响 |
| 4.1.4 接种堆肥对溶解土壤重金属的效果 |
| 4.1.5 溶解重金属微生物在堆肥中的研究意义 |
| 4.1.6 值得进一步研究的问题 |
| 4.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、城市垃圾焚烧残渣中阴离子的溶解性研究（论文参考文献）
- [1]BES辅助电渗析处理垃圾焚烧飞灰中的Cu和Cd[D]. 蒋友. 安徽理工大学, 2020(03)
- [2]生物炭改性薄膜扩散梯度技术对土壤重金属生物有效性预测研究[D]. 朱青. 南开大学, 2020
- [3]医疗废物焚烧飞灰中重金属的水热处理和富集研究[D]. 张凯茹. 山西师范大学, 2020(07)
- [4]鄞州区垃圾焚烧处理方案工艺和经济分析研究[D]. 黄兵平. 浙江工业大学, 2019(03)
- [5]基于pH值变化的赤泥中元素浸出特性及控制机制研究[D]. 崔宇龙. 西南交通大学, 2019(06)
- [6]垃圾焚烧飞灰中重金属的浸出特性与湿法控制研究[D]. 曹祎男. 厦门大学, 2019(09)
- [7]垃圾焚烧厂渗滤液膜浓缩液强化混凝预处理研究[D]. 吴子涵. 西南交通大学, 2019(03)
- [8]水泥窑尾气曝气过程中飞灰水洗液重金属沉淀特性[D]. 高鹤华. 沈阳航空航天大学, 2018(05)
- [9]泉州市大气PM2.5化学组成特征及铅锶同位素示踪研究[D]. 张云峰. 华侨大学, 2017(01)
- [10]接种溶镉功能菌堆肥及其效果研究[D]. 高云西. 华南农业大学, 2017(08)