一、垃圾焚烧过程中重金属分布特性的研究（论文文献综述）
吴安[1]（2021）在《富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究》文中研究表明本文采用管式炉模拟实际垃圾焚烧过程,以上海市环境工程设计科学研究院提供的实际分类垃圾作为实验原料,并在原料中添加1%PVC或NaCl作为富氯垃圾,分别研究水分、Na2SO4和SiO2在不同反应温度（600℃、700℃、800℃和900℃）对重金属Cd和Zn迁移特性的影响。并使用HSC Chemistry 6.0热力学软件模拟垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的形态分布,从而进一步对其迁移特性进行分析。当垃圾中含有1%PVC或NaCl时,水分均能抑制Cd和Zn的挥发,并且温度越低,水分含量越高,Cd和Zn在底渣中的质量占比越高。热力学模拟结果表明,随着水分含量的增加,CdCl2与ZnCl2的含量减少,而CdO与ZnO的含量增多。说明水分可以促使重金属氯化物转化成金属氧化物,从而减少其挥发。由于PVC与NaCl释放Cl的温度不同,在含PVC时,Cd和Zn在底渣中的质量占比在600℃升至700℃时变化较显着;在含NaCl时,其在700℃升至800℃时变化较显着。Na2SO4对Cd和Zn迁移特性的影响如下:对于重金属Cd,当垃圾中含有PVC时,Cd在底渣中的质量占比在600℃及700℃下随Na2SO4添加量的增加而增加,在800℃及900℃下其变化趋势变平缓;当垃圾中含有NaCl时,Cd在底渣中的质量占比在600℃至800℃下随Na2SO4添加量的增加而增加,至900℃时变化趋于平缓。对于重金属Zn,其在底渣中的质量占比在各温度条件下均随Na2SO4添加量的增加而增加。热力学模拟结果表明,Cd和Zn分别与Na2SO4反应生成不易挥发的CdSO4和ZnSO4,而高温下重金属硫酸盐易分解,同时有易挥发的重金属氯化物生成,因此高温下Na2SO4对Cd和Zn的固定作用减弱。此外,含PVC时Na2SO4的助熔作用以及含NaCl时的共晶熔化作用也会对Cd和Zn在底渣中的质量占比产生影响。SiO2对Cd和Zn迁移特性的影响如下:对于重金属Cd,当垃圾中含有PVC时,Cd在底渣中的质量占比在各温度下随SiO2添加量的增加而增加;当垃圾中含有NaCl时,Cd在底渣中的质量占比在600℃及700℃下随SiO2添加量的增加而增加,在800℃及900℃下其变化趋势变平缓。对于重金属Zn,其在底渣中的质量占比在各温度条件下均随SiO2添加量的增加而增加。热力学模拟结果表明,Cd和Zn分别与SiO2反应生成不易挥发的CdSiO3和Zn2SiO4,而高温下由于SiO2结构被破坏导致重金属硅酸盐的含量减少,并且伴有重金属氯化物的生成,因此高温下SiO2对Cd和Zn的固定作用减弱。
李鹏飞[2]（2021）在《生活垃圾焚烧飞灰熔融固化重金属研究》文中提出垃圾焚烧飞灰因其重金属浸出毒性被列为一种危险废物。作为飞灰无害化处置的方法之一,熔融处理可以极大程度上降低飞灰的毒性,减容、减重效果良好,产生的熔渣可高值化利用。本文分析了飞灰的理化性质,对等离子体气化熔融处理垃圾飞灰中试现场进行了调研分析,探究了不同碱度复配样品的熔融特性及熔融处理对重金属的固化效果,运用模拟计算对熔融处理飞灰工艺流程进行了优化,并提出优化方案。通过对中试现场调研分析,发现飞灰熔融效果良好,但由于熔融温度过高,出现了炉内耐温材料ZrO2脱落现象,导致设备使用寿命降低。本文选取华北地区某垃圾焚烧发电厂循环流化床炉烟气净化系统捕集的飞灰和内蒙古褐煤煤焦化过程得到的焦粉。将垃圾飞灰分别与焦粉及二氧化硅复配成8种不同碱度的复配样品,进行熔融实验,探究不同碱度样品的熔融特性及重金属固化效果。根据熔融实验的优化条件,运用Aspen Plus搭建中试现场工艺流程并进行简化模拟运算,分析了碱度对熔融能耗的影响及熔融后重金属的分布情况。通过实验室熔融装置对复配样品熔融特性的研究发现,添加焦粉可以为熔融过程提供部分能量,改变飞灰的组分,从而降低飞灰熔融温度。此外,熔体冷却时,水冷处理较空冷处理对重金属的固化效果好,挥发性较差的Cr、Zn、Ni的固化率均达到70%以上,且随着碱度的增加固化率明显降低。所有熔渣的浸出毒性均远低于危险废物浸出标准,且水冷处理后的熔渣浸出毒性更低。熔融过程中由于重金属熔沸点的不同,当飞灰实现全部熔融后,重金属部分挥发至烟气中。本文提出实际熔融处理飞灰优化工艺方案:飞灰水洗预处理脱氯、成型干燥,而后熔融、水冷收集熔渣,并对烟气进行分步冷却,收集烟气中的重金属。
吕紫娟[3]（2021）在《典型城市生活垃圾焚烧飞灰特性分析和重金属稳定化效果研究》文中研究指明随着我国生活垃圾焚烧处理比例的逐年增加,焚烧飞灰产生量显着增加。因重金属在飞灰中富集,不合理的处置会产生比较高的环境风险。本文基于现阶段国内外研究现状,通过从国内多个城市取得生活垃圾焚烧飞灰,分别选取常规稳定化药剂（螯合剂和磷酸盐）以及新型吸附材料（铝泥,Al-WTR;生物羟基磷灰石,Bio-HAP）,探究稳定化处理前后重金属的（Pb、Zn、Cd、Cr、As、Sb）赋存状态、溶出行为以及环境风险,以期为生活垃圾焚烧飞灰的规范化管理提供科学依据和理论参考。主要结论如下:（1）从浙江、上海、成都、青岛、威海等省/城市收集飞灰样品,探究飞灰中重金属的污染特性。研究结果表明:飞灰样品总体上呈现球状的表面微观结构,部分呈现针型结构;飞灰中主要的化学成分是Ca O、SO3、Cl等,所含矿物主要为Na Cl、KCl、Ca Cl OH、Ca SO4、Ca Cl2等;飞灰的p H一般高于12,电导率高于9 m S/cm,氧化还原电位呈负值,含有大量碱性物质和可溶性盐类物质,具有较强的酸中和能力和极强的还原性;重金属总体上呈现Zn>Pb>Ba>Cu>Sb>Cd>Cr>As>Ni>Se的趋势;连续提取实验可知,Zn、Cu、Cd、Ni、Ba主要以酸提取态和残渣态存在,Cr、Sb、As主要以表面吸附态、酸提取态和残渣态存在,Pb主要以水溶态和酸提取态存在,Se主要以水溶态、表面吸附态、酸提取态存在;浸出结果表明,飞灰中Zn、Cr、As、Ni、Ba和Se浸出浓度未超标,Pb、Cd、Sb浸出浓度较高,存在较高的环境风险。（2）选取常规稳定化药剂螯合剂和磷酸盐,探究复合配比、稳定化时间对重金属稳定化效果的影响。研究结果表明:不同的稳定化时间对重金属的稳定化效果无明显影响;稳定化后飞灰中主要矿物未发生明显变化,浸提液p H和EC显着降低;经稳定化处理后,飞灰中Pb由水溶态和酸提取态向铁铝氧化物结合态和残渣态转变,Zn、Cd、Cr、Cu、Ba和Ni均以酸提取态和残渣态为主,As的结合形态由表面吸附态和酸提取态转变为残渣态,而Sb则转化为水溶态、表面吸附态和铁铝氧化物结合态,Se仍以表面吸附态、酸提取态和残渣态存在;稳定化后飞灰中Pb和Cd的浸出浓度降低,环境风险降低,螯合剂稳定化效果最好,去除率最高达95%以上,螯合剂和磷酸盐复合配比处理的效果优于磷酸盐稳定化;重金属Cr、Cu、Ba和Ni的浸出浓度未超标,环境风险低,复合配比处理的效果优于螯合剂稳定化或磷酸盐稳定化;而Zn、As和Sb中仍然存在着超标的现象,Zn环境风险降低,但As和Sb仍具有较高的环境风险。（3）选取Al-WTR和Bio-HAP为吸附材料,探究Al-WTR和Bio-HAP复合配比下对飞灰重金属的稳定化效果。研究结果表明:稳定化后飞灰中Pb、Zn、Cd、Cu和Cr仍主要以酸提取态和残渣态存在,As的表面吸附态含量明显降低,转化为铁铝氧化物结合态、酸提取态和残渣态,而Sb的酸提取态和残渣态含量降低,转化为水溶态、表面吸附态和铁铝氧化物结合态;单独Al-WTR对Pb和Cd的稳定化效果最好,稳定化后浓度较低,环境风险降低;Zn、Cu、Cr、As和Sb的浸出浓度明显降低,环境风险降低,Al-WTR和Bio-HAP复合配比稳定化效果最好。综上,常规稳定化药剂（螯合剂和磷酸盐）以及吸附材料（Al-WTR和Bio-HAP）均可有效固定飞灰中重金属,稳定化过程中重金属化学形态发生明显变化,浸出浓度降低,复合配比时稳定化效果优于单一药剂稳定化。
刘凯[4]（2021）在《水泥熟料对城市生活垃圾焚烧烟气多污染物协同控制的研究》文中指出城市生活垃圾焚烧（MSWI）处理因其具有减量化显着、无害化较彻底和余热资源可回收等优势,受到了世界各国的普遍关注,也得到了快速发展和应用。焚烧处理过程中排放的酸性气体（如HCl、SO2）、二恶英和重金属等污染物将会直接危害环境和人体健康,因而也存在较大的环境污染隐患。水泥窑协同处置城市生活垃圾技术,因其城市生活垃圾（MSW）消纳能力强、可彻底分解二恶英并抑制其再合成、无飞灰二次污染等优势,近年来在我国也得到了快速发展。目前,普遍采用的协同处置工艺是利用独立设置的垃圾焚烧炉对城市生活垃圾进行单独焚烧处理,再将焚烧产生的高温烟气直接通入分解炉内加热生料。该工艺仍然存在硫、氯等元素在水泥窑系统的富集问题。本文以水泥窑协同处置为背景,基于将垃圾焚烧烟气直接通入水泥窑篦冷机的新工艺,以水泥熟料和垃圾焚烧飞灰为对象,开展其脱硫脱氯、重金属吸附固定以及二恶英热分解特性的实验研究,获得新工艺最佳的设计和运行操作参数。本文的主要工作及结论如下:在固定床吸附实验台上,研究了反应温度、SO2和HCl初始浓度以及熟料种类等对熟料脱硫脱氯特性的影响,并结合熟料吸附前后的表征分析结果,探讨了脱硫脱氯机理。结果表明:SO2或HCl单独存在时,随着反应温度由600℃升高到1000℃,熟料脱硫效率迅速提高,而熟料脱氯效率则不断降低,熟料对SO2和HCl的最大单位吸附量分别为4.90和10.29 mg·g-1,相应的最大钙利用率分别为33%和50%。同一反应温度下,随着初始浓度增大,SO2单位吸附量呈现先升高后趋于稳定的趋势,而HCl单位吸附量则呈现先升后降的趋势。SO2和HCl同时存在时,同一反应温度下熟料脱氯效率稍低于单独脱氯效率,熟料脱硫效率却得到了显着增强。HCl和Ca Cl2中氯离子在熟料内部的迁移性是造成脱硫效率增强的主要原因。在固定床焚烧实验台上,研究了反应温度、保温时间和掺混焚烧对熟料与飞灰中重金属（As、Pb、Cd、Cr、Cu、Ni、Zn、Ba、Mn）固定特性和浸出毒性的影响。结果表明:对9种重金属而言,垃圾焚烧飞灰中的重金属含量及其浸出毒性均显着高于熟料,其倍率分别在3.9-102.4和2.2-35之间。单独焚烧时,随着反应温度的升高,飞灰中Zn、Pb、Cu、Cd和As固定率和重金属（Ba除外）浸出毒性均不断减小。飞灰与熟料掺混焚烧时,重金属Cd和Zn固定率较单独焚烧的理论计算值有所降低,Cr和Mn固定率有所增加,其他重金属变化不大;Ba、Cd、Cr和Mn浸出毒性变化不大,在0.01-0.08 mg/L;重金属Ni、Pb、As、Zn和Cu浸出毒性在0.10-0.23 mg/L内波动。随着焚烧时间由5 min延长至10 min,掺混焚烧底渣中的重金属Zn、Pb、Cd、Cu含量有所降低,继续提高焚烧时间至60 min,目标重金属含量变化不大。这表明,焚烧时间超过10 min时,目标重金属已得到较好固定。随着焚烧时间的延长,目标重金属的浸出毒性均稍有降低,但总体变化不大,其中,Ni的浸出毒性最大,为0.19 mg/L。在固定床热分解实验台上,研究了反应温度对垃圾焚烧飞灰及其与熟料掺混物中二恶英的热分解特性。结果表明:随着反应温度升高,飞灰底渣中的二恶英不断降低,二恶英降解率则逐渐增加;200℃下飞灰底渣中的二恶英约为94%,相应的二恶英降解率仅为0.6%,当温度升高至600和800℃时,相应的二恶英降解率分别达到64.0%和99.2%。随着焚烧时间由5 min延长至60 min,200℃下飞灰底渣中二恶英分布和二恶英降解率变化不大,400℃下气相二恶英有所增加,而800℃下二恶英已完全降解。在200℃和800℃下,掺混焚烧对二恶英的分布特性和热分解特性影响不大,但在400℃下掺混焚烧会抑制二恶英由底渣向气相的迁移。这表明,无论飞灰单独焚烧还是与熟料混合焚烧,合适的反应温度均能实现二恶英的完全降解。对于垃圾焚烧烟气直接通入篦冷机的水泥窑协同处置工艺而言,若将含有酸性气体、重金属和二恶英的烟气通入篦冷机的高温段（约700-800℃）,则基本上可以实现多污染物的协同控制,且不会对水泥熟料品质产生影响。
薛则禹[5]（2021）在《流化床内煤和生物质混烧过程中碱金属、重金属的迁移特性及排放控制研究》文中研究说明煤和生物质混烧既可以减少化石能源煤的消耗、缓解碳排放的压力,又能有效处理大量的农林废弃物。本文分别通过热力学软件、管式炉燃烧试验、流化床燃烧试验和量子化学软件对煤和秸秆混烧过程中碱金属（K、Na）和重金属（Pb、Zn、Cd和Cr）的迁移特性和排放控制机理进行了研究,探讨了煤和生物质在混烧过程中的互相影响规律,获得了高岭土添加剂在混烧过程中对碱、重金属的捕集性能,为煤和生物质混烧的工业化应用提供了实验和理论依据。利用热力学手段考察了空气气氛中下碱、重金属的赋存形态。结果表明,在混烧（煤/生物质质量比=7:3）中碱金属在900℃前大量存在于硫酸盐中,温度升高后向硅铝酸盐和气态氯化物迁移。Cd、Pb和Zn在混烧中的挥发率有所上升,Cr基本与燃煤工况中相同。温度较低时,这些重金属主要存在于硫酸盐中,随着温度升高,Pb和Cd的化合物逐渐转化为相应的氧化物和硅酸盐,以氯化物的形式挥发,温度继续升高,最终分别以PbO（g）和Cd（g）的形式释放。Zn和Cr分解为高沸点的氧化物,因此释放的程度较低。在管式炉中进行了600～1000℃下的热态燃烧试验,结果表明混烧能明显降低K的挥发率,在1000℃下从秸秆燃烧中的48%降低至混烧时的30%,此外混烧还降低了结渣倾向。当煤中的Ca含量较高而生物质中的Si含量较高时,XRD检测发现最主要的反应是硅酸钾与Al结合生成高熔点的硅铝酸盐。Na的迁移特性基本与K相似,但是在混烧中的挥发率略高于理论值。混烧中Cd、Zn、Pb和Cr的挥发率随温度升高而上升,同时在灰渣中从活性强的水溶性形态向不溶性形态逐渐转化。相比燃煤,混烧中Pb和Cr的挥发率略微上升,Cd的挥发率下降相对明显,在1000℃下从燃煤中的45.1%降低至混烧中的33%。在流化床中进行了750～950℃下的燃烧试验,发现混烧可以改善煤的燃烧质量,降低CO、SO2的排放和飞灰含碳量。在流化床混烧中碱金属可与烟气中的S反应生成硫酸盐存在于飞灰中。燃烧温度升高,K、Na在烟气中的含量先上升后下降,整体上的挥发程度高于管式炉中的结果,K在850℃时的挥发率达到最大值36.9%。它们在底渣床料中的含量随温度升高而上升。混烧通过将Zn的氯化物转化为氧化物促使其在飞灰中富集,它在飞灰中的含量范围达到了50%～60%。混烧中引入的碱金属与Pb和Cd争夺Cl元素,并形成的轻微熔融使它们向底渣床料中富集,Cr从底渣床料相向烟气和飞灰中转移。为进一步降低碱、重金属在气相中的含量,在流化床燃烧过程中加入了5%的高岭土添加剂。结果表明,随着温度升高,部分高岭土转化为偏高岭土。在混烧的工况中,高岭土对K的捕集能力略高于通过两种燃料各自掺混高岭土获得的理论值并在800℃时达到最大值59%,对Na的捕集能力略低于理论值。相比燃煤工况,混烧中高岭土对Zn的捕集率降低,对Cr的捕集率提高。混烧中高岭土对Pb和Cd的捕集性能在850℃前有所增强,850℃后则有所削弱,其中高岭土对Pb的捕集率在950℃时去除率达到最大值69%。整体上,高岭土对Pb和Zn的捕集效果较好,对Cd和Cr的捕集效果较差。利用量子化学对高岭土和偏高岭土的表面吸附碱金属和重金属化合物的构型进行了研究。结果表明,高岭土吸附氯化物的作用力主要来源于Cl原子和H原子之间的共价键或氢键、金属原子与羟基中O原子之间存在微弱的离子键或共价键的作用。在吸附KCl后,高岭土再次吸附其他化合物的吸附能都有所增加,以PbO为例,在吸附KCl后,吸附能从-136.4 kJ/mol升高至-173.7 kJ/mol。在高岭土脱除羟基转化为偏高岭土后,对化合物的吸附能都有明显上升。其中氯化物中的Cl原子可与Al原子形成共价键作用力,而金属原子可与O原子之间形成离子键或共价键。与高岭土不同,偏高岭土表面吸附KCl分子后继续吸附其他组分后的吸附能会有不同程度的降低。以PbO为例,在偏高岭土吸附KCl后,吸附能从-495.5 kJ/mol降低至-221.3 kJ/mol。这在一定程度上可以解释混烧不同阶段下高岭土对Pb等重金属捕集性能的变化现象。
唐彪[6]（2020）在《垃圾焚烧过程中矿物吸附剂对重金属迁移特性的影响及热力学模拟研究》文中进行了进一步梳理本文以SK2-4-12管式炉作为燃烧反应器,采用实际垃圾为原料,研究矿物吸附剂高岭土和硅藻土在不同温度（600℃、700℃、800℃和900℃）以及添加量（1%、2%、3%、4%）的条件下,对垃圾焚烧过程中重金属Pb、Cd、Cu和Zn迁移特性的影响,同时运用模拟软件HSC Chemistry 6.0计算重金属的形态分布,并探究硅铝比对重金属迁移特性的影响,研究结果表明:高岭土对Pb、Cd、Cu和Zn均具有一定的吸附作用,随着添加量的增加,高岭土对重金属的吸附作用逐步提升。以添加量4%时的吸附增率为基准:600℃与700℃下,高岭土对重金属吸附增率大小依次为:Cd>Zn>Pb>Cu;800℃与900℃下为:Cd>Pb>Zn>Cu;其中,对Pb最佳吸附增率的对应温度为900 ℃,对Cd、Cu、Zn则为700℃。结合SEM及XRD分析发现高岭土对Pb、Cd物理吸附与化学吸附作用并存,能够与Pb、Cd的氧化物及氯化物生成相应的硅铝酸盐,对Cu、Zn则以物理吸附为主。硅藻土能使重金属更多的分布于底灰中,其中对Pb、Cd、Zn的吸附作用较为明显,随着添加量的增加,硅藻土对重金属的吸附作用逐步提升。以添加量4%时的吸附增率为基准:600～800℃下,硅藻土对重金属吸附增率大小依次为:Cd>Zn>Pb>Cu;900℃下为:Cd>Pb>Zn>Cu;其中,对Pb最佳吸附增率的对应温度为900℃,对Zn为800℃,对 Cd、Cu 为 700℃。热力学模拟结果表明:在未添加吸附剂的情况下,随着温度的上升,重金属Pb、Cd、Cu和Zn将更多以气态的形式存在,同时氯元素的存在使得重金属在高温下更容易向气态氧化物和氯化物转化,从而促进重金属的挥发。添加硅藻土的情况下,硅藻土能够与Pb、Cd、Zn发生反应生成相应的硅酸盐,对Cu的形态变化无影响,说明硅藻土对Pb、Cd、Zn的吸附中物理吸附与化学吸附并存,对Cu则主要为物理吸附。改变硅铝比的情况下,重金属Pb、Cu的迁移分布并未发生变化,Cd的固化率随Si比例增加而提升,900℃下,硅铝比为5:1时,Cd的固化率达到最高;硅铝比为1:1时,Zn的固化率最高。
李文瀚[7]（2020）在《危险废物焚烧过程中重金属与氟的迁移转化及污染控制机理研究》文中认为随着经济的快速增长,我国危险废物产量迅速增长。危险废物具有腐蚀性、毒性、易燃性、反应性或感染性等危险特性,必须对其进行无害化处置。危险废物焚烧处置凭借其减容减重、资源化、无害化等优点,已成为我国广泛应用的危险废物处置技术之一。但在焚烧处置含氟含重金属的危险废物时,会产生重金属与氟的二次污染问题。研究危险废物焚烧过程中重金属与氟的迁移转化规律及赋存形态分布对控制重金属与氟的二次污染具有重要意义。因此,本文以含氟含重金属浓度较高的医药化工危险废物和氟化工高含氟有机危险废物为研究对象,对危险废物焚烧过程中重金属（As,Cd,Cr,Cu,Pb,Se,Zn和Hg）与氟的迁移转化及污染控制机理进行试验研究,主要研究内容和结论如下:（1）以处理量100 t/d规模的危险废物焚烧系统为载体,研究了医药化工危险废物焚烧全流程中重金属的迁移分布特性。研究结果表明:重金属Cd、Pb、Zn和Hg在飞灰中的相对富集系数高于底渣,焚烧过程中Cd、Pb、Zn和Hg倾向在飞灰中富集,而Cr倾向在底渣中富集,Cu和As在灰渣中相对富集情况分别受危废中氯含量和钙铁含量影响;重金属Hg、Cd、As、Pb和Zn主要通过蒸发、冷凝和吸附方式向飞灰中迁移,Se和Cr主要通过烟气夹带方式向飞灰中传递,Cu向飞灰中迁移方式受焚烧气氛和危废中氯含量影响。对焚烧系统中重金属的质量平衡进行计算,大部分Cu、Cr、As和Zn主要存在于底渣中,重金属Cd主要存在于飞灰和湿法烟气脱酸系统（WFGD）吸收液中,超过74.7%的Hg存在于WFGD吸收液中,而大部分Pb存在于飞灰中。排放烟气中重金属的相对质量分布比例低于5%。此外,采用标准毒性浸出方法（TCLP）对焚烧灰渣中重金属的浸出特性进行研究,回转窑中底渣发生烧结,底渣中重金属,除Zn外,浸出率都很低;布袋飞灰中含有大量可溶性盐,且重金属主要存在于布袋飞灰表面,布袋飞灰中重金属的浸出率最高。（2）为全面评估焚烧灰渣中重金属的生态危害性,采用BCR连续浸提法研究了医药化工危废焚烧灰渣中重金属的赋存化学形态。同时针对灰渣热处理过程中重金属二次挥发问题,对焚烧灰渣热处理过程中重金属的热稳定性进行研究,分析不同温度热处理后重金属的赋存化学形态变化。研究结果表明:原始焚烧灰渣中As和Cr主要以残渣态形式存在,而Se主要以残渣态和可氧化态形式存在;底渣中Cd和Cu主要以可氧化态和残渣态形式存在,飞灰中Cd主要以酸可溶解态形式存在,而飞灰中Cu的赋存形态受危废中氯含量影响;底渣、燃烬室灰和余热锅炉灰中,Pb主要以残渣态的形式存在,而可氧化态Zn含量很低;布袋飞灰中,Zn主要以酸可溶解态和残渣态形式存在,而Hg以残渣态形式存在,布袋飞灰中Pb的赋存形态受危废中氯含量影响。重金属的蒸发率随着热处理温度的升高而增加,相同温度下布袋飞灰中重金属的蒸发率最高;焚烧灰渣中As、Cr和Se具有较高的热稳定性,热处理过程会促使可迁移态（酸可溶解态、可还原态和可氧化态）向残渣态转变;Hg和Cd热稳定性最差,热处理会促使其从灰渣中二次挥发;Cu、Pb和Zn的热稳定性介于两类之间,热处理过程会促使可迁移态二次挥发或参与结晶反应转化为残渣态组分。（3）以处理量100 t/d规模的危险废物焚烧系统为载体,研究了医药化工含氟危险废物（氟含量低于5%）焚烧过程中氟的析出特性以及氟在焚烧系统中的分布特征和赋存形式。研究结果表明:医药化工含氟危险废物热解过程中,氟主要以HF和Si F4的形式析出,由于Si F4会发生高温水解,经过二燃室后,HF是排向后续烟道中的主要含氟气体形态。焚烧过程中,氟在底渣和飞灰中的相对富集系数分别为0.161-0.163和0.104-0.144,氟在灰渣中未表现明显富集。对焚烧系统中氟的质量平衡进行计算,不到20.73%的氟存在于焚烧灰渣中,超过79.17%的氟被WFGD吸收液吸收,少于0.12%的氟排放到大气中。经湿法脱酸后,烟囱尾气中氟主要存在于水蒸气或液滴中,采用除雾器可进一步降低尾气中氟排放。底渣和燃烬室灰中氟主要以残渣态形式存在,而余热锅炉灰和布袋飞灰中可迁移态氟比例超过80%,浸出氟浓度超过填埋场入场控制限值。（4）针对医药化工含氟危险废物焚烧湿法脱酸除氟过程中的结盐问题,为降低焚烧过程氟的析出,采用管式炉进行含氟危险废物焚烧高温钙基固氟试验,研究温度、钙基吸收剂添加量和种类、粒径及孔隙结构对固氟效果的影响。推荐固氟工况为:采用Ca（OH）2作为钙基吸收剂,钙氟比为1:1,900°C温度下进行钙基固氟,脱氟率可以达到68%以上。同时,在处理量100 t/d规模的危险废物焚烧系统中进行钙基固氟现场试验,试验结果表明:回转窑中添加Ca O能有效降低烟气中HF浓度,当添加3.87%的Ca O时,烟气中HF从304.5 mg/m3降低到99.1 mg/m3,降幅达67.4%。（5）针对氟化工高含氟有机废物（氟含量高于20%）焚烧处置过程中余热难以利用、HF腐蚀及湿法脱氟二次固废产生量大等问题,提出流化焚烧+水洗回收HF的方式处置氟化工高含氟有机危废,并设计处理量10 t/d规模的流化床焚烧系统,对氟化工高含氟有机废物流化床焚烧资源化利用进行研究。采用TG-FTIR方法对高含氟有机废物燃烧失重过程和气态氟析出形式进行分析,样品失重过程基本在770°C结束,流化床焚烧温度能保证有机废物燃烬。高含氟有机废物燃烧过程中,氟主要以HF和氟碳化合物形式析出。含氟有机物可通过与H、O、OH等自由基反应或通过单分子分解的方式而被破坏;在焚烧过程中,维持炉内高温的同时,增加炉内氧含量和焚烧物料中氢含量有利于减少氟碳化合物的生成。对流化床焚烧系统底渣、飞灰和尾气等进行采样分析,相关污染物均达到排放要求,同时焚烧过程实现了高氟氯烟气下的余热利用及氢氟酸和盐酸的资源回收。在填料吸收塔水洗回收HF过程中,1#和2#填料吸收塔中HF吸收过程属于气膜控制,气相总吸收系数分别为52.38 kg/（h·m2）和39.96 kg/（h·m2）。3#和4#填料吸收塔中HF吸收过程为液膜控制,液相总吸收系数分别为5.98 kg/（h·m2）和3.89kg/（h·m2）。氧化铝具有较好的耐HF高温腐蚀性能,可作为床料或耐火材料。实际运行中,换热急冷装置发生HF低温腐蚀,同时采用盘管形式,灰渣磨损和积灰加快HF腐蚀过程,焚烧系统运行6个月后换热急冷装置腐蚀损坏;而余热锅炉为HF高温腐蚀,同时采用大通量膜式壁形式,余热锅炉运行24个月未表现明显腐蚀。
孙昱楠[8]（2020）在《污泥与垃圾共热解/焚烧及产物利用过程汞的迁移特性研究》文中认为随着我国社会经济的发展与城市化进程的逐步推进,市政污泥（以下简称污泥）与城市生活垃圾（以下简称垃圾）处理问题日益严峻。研究表明,二者共热解或共焚烧可经济、高效地对其减量化处理与资源化利用,但该过程中的汞元素污染风险也逐渐引起重视。因此,本文对污泥与垃圾共热解或者焚烧以及共热解产物利用过程汞元素的迁移特性进行研究,主要研究内容及结论如下:（1）采用正交法与方差分析法,分析汞在共热解三相产物中的分布及其影响因素,发现在掺混比、热解温度、升温速率、停留时间四种因素中,掺混比对汞元素在三相产物中的分布具有更为显着的影响,且各因素之间不存在明显的交互作用。（2）采用机器学习模型与生态风险系数计算,开展汞在共热解炭中的固定率优化与生态风险评估研究,发现当污泥掺混比约87.5 wt%、升温速率为7℃/min、热解温度为300℃、停留时间为10min时,汞元素固定率可达25.68 wt%,且其生态风险系数在40以下,处于低风险水平。（3）采用化学动力学模拟开展共热解产物油气燃烧过程汞的赋存形态研究,发现汞元素在共热解油气燃烧过程中更多地以Hg0形态存在,且随着燃烧温度的升高,更多Hg2+逐渐转化为Hg0;共热解油气中HCl、Cl2、SO2和CH4组分对Hg0的生成具有较大影响,且氯元素是共热解油气中对汞元素的转化影响最大的元素。（4）采用实验与模拟相结合的方法,开展共热解利用与共焚烧汞的迁移特性对比研究,发现共热解过程汞元素向固相产物的固定率（25.68wt%）显着高于共焚烧（7.57wt%）,因此共热解过程中汞元素可控性更强。同时,共热解炭中汞元素以危害性更小的化学形态存在,使其环境风险系数（<40）远低于共焚烧灰（>320）。本文揭示了共热解对三相产物中汞元素分布以及汞元素赋存形态的耦合作用,阐释了三相产物中不同形态汞元素的生态风险特征,解析了共热解利用与共焚烧过程在汞元素分布、汞元素赋存形态、汞元素生态风险等方面的差异,为该过程的汞元素迁移与污染风险控制提供了科学依据和理论支撑。
田洋[9]（2020）在《电场强化垃圾焚烧飞灰中重金属脱除研究》文中认为城市垃圾焚烧飞灰是垃圾焚烧过程中产生的一种高污染性危险废物,约为垃圾焚烧量的3%15%。飞灰中含有高浓度的可溶性盐、重金属及高毒性当量的持久性有机污染物,填埋或资源化利用前需经过预处置。因此,飞灰中污染物的安全、高效处置成为学术界及社会高度关注的热点之一。本文收集了北京市某厂全年的垃圾焚烧飞灰,分析其物化特性及重金属污染特性;基于化工过程强化理论和电化学理论,深入分析影响电场强化飞灰中重金属去除的工艺参数,探讨了不同辅助试剂对电场强化飞灰中重金属去除过程中的影响,主要结论如下:1.飞灰主要含有Ca、Cl、Si、S、Na和K等元素,主要以KCl、NaCl、CaSO4、CaClOH、CaCO3、SiO2和Ca（OH）2等形式存在。飞灰主要以球状、多角质状等形状存在,基本上没有完整的结晶体。飞灰中重金属全年平均含量排名前三位为Zn、Pb和Ba,分别为3488.55 mg/kg、760.15 mg/kg和616.09 mg/kg。飞灰中Zn、Pb、Ba、Cu和As夏季与秋季的平均含量高于春冬两季,呈季节性变化规律。同时,飞灰中Pb的毒性浸出浓度超过标准（GB5085.3-2007）规定的阈值。生物有效性研究表示,飞灰中Pb的生物有效性浓度最高,全年平均为49.32 mg/kg;其次为Ba,为30.49 mg/kg;第三为Zn,全年平均值为24.92 mg/kg;Cd的平均浓度为11.66 mg/kg。飞灰中金属在酸性环境中（pH=2）的浸出风险较大,Zn为12.84 mg/L、Pb为5.49 mg/L、Ba为2.25 mg/L、Cu为0.34 mg/L、Cr为0.17 mg/L。Cd和Zn具有较高的浸出风险,其弱酸提取态分别达到30.47%和28.97%;Pb和Cu较为稳定,可还原态与可氧化态之和均超过65%,但在还原或氧化环境中仍有浸出风险;Cr、Ni和As稳定,残渣态分别为77.52%、58.24%和30.99%。2.电场强化飞灰中重金属去除实验表明:当电流强度为35 mA/cm2、极性交换频率为40 Hz、EDTA浓度为0.5 mol/L、pH=2时反应4 h,Cd和Ni基本完全去除,Pb、Cu、Zn和As的去除率分别为97.78%、94.26%、80.19%、74.69%。外加电场并周期性交换电极极性,不仅能改变飞灰的表面电荷分布,加速溶液中电子转移,还能缓解电极极板的钝化现象,提高重金属去除率。与不外加电场相比,在特定条件下Ni、As、Pb和Cd的去除率分别提高了23.37%、31.27%、10.91%和2.57%。3.辅助剂对电场强化飞灰中重金属去除影响研究表明:当柠檬酸作为辅助剂时,Pb、Cd和Ni的去除率达到90%以上,Cu、Zn和As的去除率分别达到72.68%、83.12%和71.86%;辅助剂为柠檬酸铵时,Pb、Cu、Zn、Cd、Ni和As的去除率分别为69.07%、88.18%、77.94%、91.51%、86.43%和69.57%。辅助剂物料耗费成本由大至小分别为:EDTA>柠檬酸铵>柠檬酸,综合经济性及重金属去除效果,柠檬酸作为辅助剂具有较好表现。
李卫华[10]（2019）在《固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为及环境风险评估研究》文中指出我国生活垃圾焚烧的快速发展促成了垃圾焚烧飞灰产生量的剧增。飞灰富含多元化的重金属,属于危险废物。“固化/稳定化预处理+填埋处置”是国际上普遍采用的飞灰管理策略。GB 16889-2008（《生活垃圾填埋场污染控制标准》）规定入场填埋飞灰的重金属HJ/T 300-2007（《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》）浸出浓度需满足标准限值要求,且应与生活垃圾分区填埋。但因飞灰产生量剧增、填埋场选址困难和建设时序滞后及填埋管理不规范等原因,出现固化/稳定化飞灰与生活垃圾共处置现象。现实共处置环境中,飞灰中重金属的稳定性可能遭遇如渗滤液淋溶、碳酸化作用和酸雨侵蚀等处置情景的影响。然而针对固化/稳定化飞灰中重金属的溶出行为、溶出机制及环境风险评估等问题尚缺乏处置情景模拟实验及方法学研究。本文基于对我国典型地区焚烧厂的垃圾焚烧飞灰处理处置现状调研,选用某典型厂取飞灰原灰（Y2）及其螯合剂（A2）和磷酸（P2）稳定化飞灰、水泥固化飞灰（S2）为研究对象。通过柱式淋溶实验研究了渗滤液淋溶、碳酸化作用和酸雨侵蚀处置情景下飞灰中主要重金属（Pb/Zn/Cu/Cd/Cr/Ni）的溶出行为;并结合关键影响因素（pH/CO2/DOM）批式浸提实验探讨了重金属的溶出机制;最后通过建立液相（OPTI模型）和固相（RAC和STI模型）环境风险评估模型评估了重金属的（独立性/综合性）环境风险演化规律。主要研究内容和结果如下:（1）分析了典型固化/稳定化飞灰样品的基本特性飞灰重金属含量呈Zn>Pb>Cu>Cr>Cd>Ni规律,且Zn/Pb比Cu/Cr/Cd/Ni高1-2个数量级,重金属浸出毒性高低与其含量分布趋势并无一致规律,Pb/Cd/Ni浸出毒性普遍较高。固化/稳定化增加了多数重金属的稳定态比例,但Pb/Cd/Cr/Ni仍赋存一定比例的易浸出形态（可交换态或碳酸盐结合态）。固化/稳定化未改变飞灰的主要矿物相分布,且均未检出赋存目标重金属的矿物相。（2）通过构建三种模拟现实处置情景并基于柱式淋溶实验,探究了固化/稳定化飞灰在不同处置情景下的重金属溶出行为固化/稳定化减弱了不同处置情景下飞灰的重金属浸出水平,且“初期淋溶”均是促进重金属浸出增加的关键时期。渗滤液淋溶和碳酸化作用增加了飞灰中多数重金属的易浸出形态比例,而更替后的酸雨侵蚀则减少了更替前增加的易浸出形态比例,其中碳酸盐结合态的变化因飞灰类型而异。经历不同淋溶处置情景后,飞灰的主要矿物相均演化为Ca CO3,且峰强增加,其中饱和CO2水淋溶后A2/S2中新检出的Ca-Al-Si-O,可能影响重金属的赋存形态及溶出行为。（3）通过识别不同处置情景下的关键影响因素并基于批式浸提实验,探究了不同影响因素对固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为的影响pH是影响飞灰中重金属浸出的最主要因素,终点pH越低,浸出浓度越高。固化/稳定化减弱了重金属的浸出,但并未改变其在全pH范围（1-14）内的溶出规律。DOM的加入影响着“飞灰-浸出液”体系中重金属的终点浓度分布,但影响规律因飞灰类型、重金属种类及pH而异。HA的加入分别促进和减少了A2中Pb和Zn/Cu/Cd的溶出,而FA促进了P2/S2中Cu的溶出,溶出行为受pH影响均较小。HA环境下P2/S2中重金属溶出行为受pH影响较大,但HA减少了低终点pH下Pb/Zn/Cd/Cr/Ni的溶出。自然pH范围优先溶出了飞灰中的可交换态重金属,但部分重金属的易浸出形态比例会因增加的酸性侵蚀作用呈再次增加趋势。碳酸化处理中,固化/稳定化未显着影响飞灰的碳酸化反应活性,但减弱了多数重金属的浸出,影响规律因浸提评价方式而异:HJ 557-2010（蒸馏水浸提）中,Pb和Cd/Ni的溶出分别呈减少和增加趋势,而Zn/Cu/Cr溶出无一致规律;HJ/T300-2007（醋酸缓冲溶液浸提）中,Pb/Zn/Cu/Cd和Cr/Ni的溶出分别呈增加和减少趋势。碳酸化后飞灰中Zn/Cd和Pb/Cu/Cr/Ni的可交换态比例分别呈增加和减少趋势,Pb/Zn/Cu/Cd/Ni的碳酸盐结合态比例呈增加趋势。固化/稳定化减弱了同期MEP（多级浸提程序）中的重金属浸出,渗滤液或饱和CO2水的初期浸沥及更替的模拟酸雨浸沥均是增加重金属浸出的不利因素,且随浸沥时间延长,多数重金属均存在浸出再增加趋势（尤其Pb/Cd）,变化趋势因飞灰类型而异。MEP浸沥后飞灰中重金属易浸出形态赋存比例的演化规律同柱式淋溶实验结果相似。（4）结合处置情景实验和关键影响因素实验结果,探讨了不同处置情景下固化/稳定化飞灰中重金属的主要溶出机制渗滤液淋溶体系同时存在重金属的溶出、络合和吸附/解吸途径。DOM对“飞灰-渗滤液”固液界面局部“沉淀-溶解”平衡的破坏作用,非吸附型“DOMMn+（重金属离子）”络合物的形成及DOM对飞灰表面Mn+吸附结合位点（S）的竞争作用,是影响淋溶初期重金属溶出的主要机制。吸附型“S-DOM-Mn+”为淋溶后期的主要吸附作用机制,且受pH影响。饱和CO2水淋溶体系是基于“CO2-水”与“飞灰”的间接碳酸化反应,同时存在碳酸盐矿物的“成核和溶解”及重金属的“固定和溶出”反应,重金属的溶出机制主要受赋存重金属碳酸盐矿物“成核和溶解”反应平衡影响,且淋溶初期和后期分别以“溶解”和“成核”为主。模拟酸雨淋溶体系中影响重金属溶出行为的主要作用机制包括:碳酸盐层溶解作用、H+侵蚀/置换作用和SO42-/NO3-/Cl-反离子效应（SO42->NO3->Cl-）。（5）通过构建重金属环境风险评估模型,评估了固化/稳定化飞灰在不同处置情景下液相和固相中重金属的潜在环境风险演化规律固化/稳定化能有效减弱飞灰的重金属浸出环境风险,但初期渗滤液或饱和CO2水淋溶、酸雨侵蚀以及过度碳酸化作用均是增加飞灰浸出液OPTI的促成条件,而连续渗滤液淋溶或碳酸化作用则是促进浸沥后飞灰基质赋存重金属RAC增加的不利因素（尤其Pb/Zn/Cd）。相较于独立式处置情景,更替式处置情景增加了浸沥后飞灰基质赋存重金属的STI。相较于柱式淋溶实验,HJ/T 300-2007作为一种强化污染物浸出的方法,能够有效评估固化/稳定化飞灰入场填埋前的重金属潜在浸出环境风险水平。相较于MEP实验,HJ/T 300-2007能够有效强化“飞灰原灰”的模拟浸出环境,为其在渗滤液淋溶、碳酸化作用或酸雨侵蚀处置情景中的重金属浸出环境风险评估提供可靠OPTIsta;但对于“固化/稳定化飞灰”,其在相同处置情景下的浸出液OPTI值均存在超过OPTIsta的现象。因此,共填埋处置情景中,HJ/T 557-2007浸沥环境可能低估固化/稳定化飞灰在连续或更替式渗滤液淋溶、碳酸化作用及酸雨侵蚀处置环境中的重金属潜在浸出环境风险水平。总之,本文的研究结果对我国垃圾焚烧飞灰固化/稳定化技术的开发、固化/稳定化飞灰在现实处置情景中的长期稳定性评价以及重金属环境风险评估体系的构建均具有一定的理论和现实意义。
二、垃圾焚烧过程中重金属分布特性的研究（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、垃圾焚烧过程中重金属分布特性的研究（论文提纲范文）
（1）富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市生活垃圾的处理方式 |
| 1.2.1 填埋法 |
| 1.2.2 焚烧法 |
| 1.2.3 堆肥法 |
| 1.3 城市生活垃圾中的重金属污染物 |
| 1.4 垃圾焚烧过程中重金属的迁移分布规律 |
| 1.4.1 重金属自身特性 |
| 1.4.2 垃圾组分 |
| 1.4.3 焚烧环境 |
| 1.5 垃圾焚烧过程中重金属迁移分布规律的热力学研究 |
| 1.6 课题研究方案及创新点 |
| 1.6.1 课题研究方案 |
| 1.6.2 课题创新点 |
| 第2章 实验方案及热力学模拟 |
| 2.1 实验原料及试剂 |
| 2.2 实验装置及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 焚烧产物的测定与分析 |
| 2.3.1 产物测定 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.4 热力学模拟 |
| 2.4.1 热力学平衡计算原理 |
| 2.4.2 HSC Chemistry模拟软件 |
| 第3章 富氯垃圾中水分对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 3.1 水分对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 3.1.1 含PVC时水分对Cd的影响 |
| 3.1.2 含NaCl时水分对Cd的影响 |
| 3.1.3 两种富氯垃圾中水分对Cd的影响比较 |
| 3.1.4 水分对Cd的热力学模拟分析 |
| 3.2 水分对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 3.2.1 含PVC时水分对Zn的影响 |
| 3.2.2 含NaCl时水分对Zn的影响 |
| 3.2.3 两种富氯垃圾中水分对Zn的影响比较 |
| 3.2.4 水分对Zn的热力学模拟分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 富氯垃圾中Na_2SO_4对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 4.1 Na_2SO_4对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 4.1.1 含PVC时Na_2SO_4对Cd的影响 |
| 4.1.2 含NaCl时Na_2SO_4对Cd的影响 |
| 4.1.3 两种富氯垃圾中Na_2SO_4对Cd的影响比较 |
| 4.1.4 富氯垃圾与无氯垃圾中Na_2SO_4对Cd的影响比较 |
| 4.1.5 Na_2SO_4对Cd的热力学模拟分析 |
| 4.2 Na_2SO_4对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 4.2.1 含PVC时Na_2SO_4对Zn的影响 |
| 4.2.2 含NaCl时Na_2SO_4对Zn的影响 |
| 4.2.3 两种富氯垃圾中Na_2SO_4对Zn的影响比较 |
| 4.2.4 富氯垃圾与无氯垃圾中Na_2SO_4对Zn的影响比较 |
| 4.2.5 Na_2SO_4对Zn的热力学模拟分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 富氯垃圾中SiO_2对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 5.1 SiO_2对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 5.1.1 含PVC时SiO_2对Cd的影响 |
| 5.1.2 含NaCl时SiO_2对Cd的影响 |
| 5.1.3 两种富氯垃圾中SiO_2对Cd的影响比较 |
| 5.1.4 富氯垃圾与无氯垃圾中SiO_2对Cd的影响比较 |
| 5.1.5 SiO_2对Cd的热力学模拟分析 |
| 5.2 SiO_2对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 5.2.1 含PVC时SiO_2对Zn的影响 |
| 5.2.2 含NaCl时SiO_2对Zn的影响 |
| 5.2.3 两种富氯垃圾中SiO_2对Zn的影响比较 |
| 5.2.4 富氯垃圾与无氯垃圾中SiO_2对Zn的影响比较 |
| 5.2.5 SiO_2对Zn的热力学模拟分析 |
| 5.3 本章小节 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（2）生活垃圾焚烧飞灰熔融固化重金属研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市生活垃圾处理现状 |
| 1.2 垃圾焚烧飞灰及其重金属 |
| 1.2.1 飞灰的产生及其主要成分 |
| 1.2.2 飞灰中重金属的性质 |
| 1.3 垃圾焚烧飞灰处理处置方法 |
| 1.3.1 固化稳定化技术 |
| 1.3.2 分离萃取技术 |
| 1.3.3 热处理技术 |
| 1.4 垃圾焚烧飞灰熔融处理国内外研究进展 |
| 1.5 研究内容及方法 |
| 第二章 垃圾焚烧飞灰性质及重金属浸出毒性 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 垃圾焚烧飞灰 |
| 2.1.2 实验仪器及型号 |
| 2.1.3 实验试剂及规格 |
| 2.2 飞灰组分 |
| 2.3 飞灰粒径分布 |
| 2.4 飞灰物相组成 |
| 2.5 飞灰形貌分析 |
| 2.6 飞灰熔融特性分析 |
| 2.7 飞灰中重金属含量及浸出毒性 |
| 2.7.1 飞灰重金属含量 |
| 2.7.2 飞灰浸出毒性 |
| 2.8 小结 |
| 第三章 等离子体气化熔融熔渣的性质及重金属浸出毒性 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 焦粉工业分析 |
| 3.1.2 焦粉灰成分分析 |
| 3.2 实验装置 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 熔融前后灰成分分析 |
| 3.3.2 熔融前后熔渣微观形貌分析 |
| 3.3.3 熔融前后重金属固化及浸出毒性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 垃圾焚烧飞灰复配焦粉熔融机理及重金属固化特性 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验装置及方法 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 碱度对飞灰熔融过程特性的影响 |
| 4.3.2 飞灰熔融对重金属固化效果 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 等离子体熔融处理垃圾焚烧飞灰系统工艺优化 |
| 5.1 基本假设 |
| 5.2 模型建立 |
| 5.3 碱度对熔融能耗的影响 |
| 5.4 垃圾飞灰熔融重金属气固平衡分析 |
| 5.5 垃圾飞灰熔融处理优化工艺及方案 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简介及联系方式 |
（3）典型城市生活垃圾焚烧飞灰特性分析和重金属稳定化效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 飞灰的产生 |
| 1.1.2 飞灰中的重金属 |
| 1.1.3 飞灰的处理处置 |
| 1.1.4 新型吸附材料 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 研究的目的 |
| 1.2.3 课题技术路线 |
| 1.3 课题来源 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 螯合剂和磷酸盐稳定化实验 |
| 2.2.2 铝泥和生物材料稳定化实验 |
| 2.2.3 重金属总量及化学形态分析 |
| 2.2.4 重金属浸出毒性评价 |
| 2.2.5 重金属环境风险评估 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 特性分析 |
| 2.3.2 理化性质指标 |
| 2.3.3 重金属浓度测定 |
| 第3章 垃圾焚烧飞灰基本理化性质及重金属污染特性 |
| 3.1 材料表征分析 |
| 3.1.1 扫描电镜分析 |
| 3.1.2 热重分析 |
| 3.2 元素和矿物组成 |
| 3.3 重金属总量 |
| 3.4 原灰浸出液的pH、电导率和氧化还原电位 |
| 3.5 重金属化学形态分布 |
| 3.6 重金属浸出毒性分析 |
| 3.7 环境风险评估 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 螯合剂和磷酸盐对飞灰重金属的稳定化效果 |
| 4.1 稳定化前后飞灰矿物学特性 |
| 4.2 添加螯合剂和磷酸盐对重金属总量的影响 |
| 4.3 稳定化后飞灰浸出液pH、电导率和氧化还原电位变化 |
| 4.4 稳定化飞灰重金属化学形态变化 |
| 4.5 重金属浸出行为 |
| 4.6 环境风险评估 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 铝污泥和生物材料对飞灰重金属的稳定化效果 |
| 5.1 Al-WTR和Bio-HAP特性分析 |
| 5.1.1 表面微观结构分析 |
| 5.1.2 化学组分和矿物组成分析 |
| 5.1.3 红外光谱分析 |
| 5.1.4 吸附脱附曲线 |
| 5.2 Al-WTR和Bio-HAP稳定化飞灰特性分析 |
| 5.2.1 飞灰表面结构分析 |
| 5.2.2 飞灰透射电镜分析 |
| 5.2.3 飞灰矿物特性 |
| 5.3 稳定化飞灰重金属总量 |
| 5.4 稳定化后飞灰浸出液pH、电导率和氧化还原电位变化 |
| 5.5 重金属化学形态分布 |
| 5.6 重金属浸出行为 |
| 5.7 环境风险评估 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（4）水泥熟料对城市生活垃圾焚烧烟气多污染物协同控制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景与意义 |
| 1.1.1 城市生活垃圾的成分及特点 |
| 1.1.2 城市生活垃圾处理现状及存在问题 |
| 1.2 城市生活垃圾焚烧烟气污染物控制技术 |
| 1.2.1 城市生活垃圾焚烧典型的烟气净化工艺 |
| 1.2.2 垃圾焚烧烟气各种污染物控制技术的研究现状 |
| 1.3 干法水泥窑协同处置城市生活垃圾的研究与应用现状 |
| 1.3.1 水泥窑协同处置工艺及其特点 |
| 1.3.2 多污染物控制的研究现状 |
| 1.3.3 水泥窑篦冷机协同处置工艺 |
| 1.4 本文的研究目标和研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 水泥熟料对模拟烟气中SO_2和HCl的吸附特性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验装置和方法 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 实验步骤 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.2.5 测试仪器 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 反应温度对单一污染物吸附特性的影响 |
| 2.3.2 初始浓度对单一污染物吸附特性的影响 |
| 2.3.3 SO_2与HCl组分耦合的影响 |
| 2.3.4 熟料种类的影响 |
| 2.4 水泥熟料吸附SO_2和HCl的机理 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 水泥熟料对垃圾焚烧飞灰中重金属的吸附固定特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验装置和方法 |
| 3.2.1 实验原料来源及其理化特性 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 样品消解与重金属浸出毒性测试 |
| 3.2.4 实验仪器及测试仪器 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 目标重金属的回收率 |
| 3.3.2 反应温度的影响 |
| 3.3.3 掺混焚烧的影响 |
| 3.3.4 焚烧时间的影响 |
| 3.4 水泥熟料吸附固定垃圾焚烧飞灰中重金属的机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 水泥熟料对垃圾焚烧飞灰中二恶英的热分解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验原料与试剂 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.3 实验装置及步骤 |
| 4.3.1 实验装置 |
| 4.3.2 实验工况 |
| 4.3.3 实验步骤 |
| 4.4 实验仪器及测试分析 |
| 4.4.1 实验仪器 |
| 4.4.2 样品前处理 |
| 4.4.3 二恶英测试分析 |
| 4.4.4 数据处理 |
| 4.5 实验结果与分析 |
| 4.5.1 反应温度的影响 |
| 4.5.2 焚烧时间的影响 |
| 4.5.3 掺混焚烧的影响 |
| 4.6 垃圾焚烧飞灰中二恶英降解机理分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 全文总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（5）流化床内煤和生物质混烧过程中碱金属、重金属的迁移特性及排放控制研究（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 生物质燃烧过程中的碱金属问题 |
| 1.2.1 积灰问题 |
| 1.2.2 腐蚀问题 |
| 1.2.3 结渣问题 |
| 1.2.4 床料聚团现象 |
| 1.3 煤中的重金属问题 |
| 1.3.1 重金属元素的危害 |
| 1.3.2 煤中重金属元素的赋存形式 |
| 1.4 国内外研究现状 |
| 1.4.1 燃烧中碱金属的迁移特性研究 |
| 1.4.2 燃烧中重金属的迁移特性研究 |
| 1.4.3 煤和生物质混烧的研究 |
| 1.4.4 燃烧过程中添加剂控制碱金属和重金属的研究 |
| 1.4.5 量子化学的应用与模拟 |
| 1.5 本论文研究目标和内容 |
| 1.5.1 论文研究目标 |
| 1.5.2 论文研究内容 |
| 1.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第二章 煤与生物质混烧中碱金属和重金属迁移的热力学模拟 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 热力学计算方法 |
| 2.3 热力学计算模型 |
| 2.4 燃料的元素组成 |
| 2.5 热力学模拟结果 |
| 2.5.1 生物质燃烧过程中碱金属迁移的热力学模拟 |
| 2.5.2 燃煤过程中碱金属迁移的热力学模拟 |
| 2.5.3 燃煤过程中重金属迁移的热力学模拟 |
| 2.5.4 混烧过程中碱金属迁移的热力学模拟 |
| 2.5.5 混烧过程中重金属迁移的热力学模拟 |
| 2.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 管式炉中煤和生物质混烧过程中碱金属及重金属的迁移特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验仪器及方法 |
| 3.2.1 热重分析 |
| 3.2.2 管式炉燃烧试验 |
| 3.2.3 灰样消解 |
| 3.2.4 数据处理及分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 燃烧的动力学分析 |
| 3.3.2 煤和生物质混烧中碱金属的分布特性 |
| 3.3.3 煤和生物质混烧中重金属的分布特性 |
| 3.3.4 灰相的XRD分析 |
| 3.3.5 灰的微观形态分析 |
| 3.3.6 混烧中其他反应的探究 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 流化床内煤和生物质混烧过程中碱金属及重金属的迁移特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设备及仪器 |
| 4.3 物料 |
| 4.4 实验方法 |
| 4.5 数据分析及处理 |
| 4.6 结果与讨论 |
| 4.6.1 混烧中常规污染物的排放 |
| 4.6.2 不同工况下飞灰的XRD分析 |
| 4.6.3 温度对碱金属分布的影响 |
| 4.6.4 二次风率对碱金属分布的影响 |
| 4.6.5 流化风速对混烧中碱金属分布的影响 |
| 4.6.6 温度对重金属分布的影响 |
| 4.6.7 二次风率对混烧中重金属分布的影响 |
| 4.6.8 流化风速对混烧中重金属分布的影响 |
| 4.6.9 飞灰含碳量和重金属含量的关系 |
| 4.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 煤和生物质混烧过程中高岭土添加剂对碱金属和重金属分布的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 物料与试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 高岭土与金属化合物反应的热力学分析 |
| 5.3.2 不同燃料加入高岭土后燃烧飞灰的XRD分析 |
| 5.3.3 不同燃料加入高岭土后燃烧飞灰的表面形貌 |
| 5.3.4 秸秆燃烧过程中加入高岭土后碱金属的分布情况 |
| 5.3.5 煤燃烧过程中加入高岭土后碱金属的分布情况 |
| 5.3.6 煤燃烧过程中加入高岭土后重金属的分布情况 |
| 5.3.7 煤和生物质混烧过程中加入高岭土后碱金属的分布情况 |
| 5.3.8 煤及生物质混烧过程中加入高岭土后重金属的分布情况 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 碱金属和重金属在高岭土表面吸附的量子化学计算 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 量子化学计算模型 |
| 6.3 高岭土/偏高岭土的晶胞结构及优化 |
| 6.4 高岭土表面对碱/重金属的吸附 |
| 6.4.1 高岭土对碱金属的吸附 |
| 6.4.2 高岭土对重金属的吸附 |
| 6.4.3 高岭土对多组分的吸附 |
| 6.5 偏高岭土表面对碱/重金属的吸附 |
| 6.5.1 偏高岭土对碱金属化合物的吸附 |
| 6.5.2 偏高岭土对重金属化合物的吸附 |
| 6.5.3 偏高岭土对多组分的吸附 |
| 6.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 展望 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）垃圾焚烧过程中矿物吸附剂对重金属迁移特性的影响及热力学模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 城市生活垃圾处理现状 |
| 1.2.1 城市生活垃圾现状 |
| 1.2.2 城市生活垃圾的主要处理方式 |
| 1.2.3 城市生活垃圾中重金属的主要危害 |
| 1.2.4 城市生活垃圾分类处理 |
| 1.3 垃圾焚烧过程中重金属的迁移特性及影响因素 |
| 1.3.1 垃圾焚烧过程中重金属的迁移特性 |
| 1.3.2 垃圾焚烧过程中影响重金属迁移特性的主要因素 |
| 1.3.3 矿物吸附剂对垃圾焚烧过程中重金属迁移影响的研究概况 |
| 1.4 垃圾焚烧过程中重金属迁移的热力学研究概况 |
| 1.5 本课题研究方案和创新点 |
| 1.5.1 研究方案 |
| 1.5.2 课题创新点 |
| 第2章 实验及热力学模型 |
| 2.1 实验原料与试剂 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验装置与实验步骤 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验步骤及前期准备工作 |
| 2.3 产物收集与测定实验方法 |
| 2.3.1 产物收集 |
| 2.3.2 产物测定与分析 |
| 2.4 分析方法与误差分析 |
| 2.4.1 分析方法 |
| 2.4.2 误差分析 |
| 2.5 热力学模拟计算基本原理 |
| 2.5.1 热力学平衡模拟基本原理 |
| 2.5.2 热力学模拟软件HSC Chemistry 6.0 |
| 2.5.3 热力学平衡模型 |
| 2.5.4 初始值的确定 |
| 第3章 高岭土对重金属迁移分布的影响 |
| 3.1 高岭土的微观表征 |
| 3.2 高岭土对重金属迁移分布的影响 |
| 3.2.1 高岭土对Pb迁移分布的影响 |
| 3.2.2 高岭土对Cd迁移分布的影响 |
| 3.2.3 高岭土对Cu迁移分布的影响 |
| 3.2.4 高岭土对Zn迁移分布的影响 |
| 3.3 重金属迁移分布的热力学模拟及焚烧产物的XRD分析 |
| 3.3.1 温度和氯元素对Pb迁移分布影响的热力学模拟及焚烧产物的XRD分析 |
| 3.3.2 温度和氯元素对Cd迁移分布影响的热力学模拟及焚烧产物的XRD分析 |
| 3.3.3 温度和氯元素对Cu迁移分布影响的热力学模拟及焚烧产物的XRD分析 |
| 3.3.4 温度和氯元素对Zn迁移分布影响的热力学模拟及焚烧产物的XRD分析 |
| 3.4 高岭土对重金属迁移分布影响的机理分析 |
| 3.4.1 高岭土对重金属迁移分布影响的对比 |
| 3.4.2 高岭土对重金属迁移分布影响的机理分析与探究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 硅藻土对重金属迁移分布的影响 |
| 4.1 硅藻土的微观表征 |
| 4.2 硅藻土对重金属迁移分布的影响 |
| 4.2.1 硅藻土对Pb迁移分布的影响 |
| 4.2.2 硅藻土对Cd迁移分布的影响 |
| 4.2.3 硅藻土对Cu迁移分布的影响 |
| 4.2.4 硅藻土对Zn迁移分布的影响 |
| 4.3 硅藻土对重金属迁移分布影响的热力学模拟 |
| 4.3.1 硅藻土对Pb迁移分布影响的热力学模拟 |
| 4.3.2 硅藻土对Cd迁移分布影响的热力学模拟 |
| 4.3.3 硅藻土对Cu迁移分布影响的热力学模拟 |
| 4.3.4 硅藻土对Zn迁移分布影响的热力学模拟 |
| 4.4 硅藻土对重金属迁移分布影响的机理分析 |
| 4.4.1 硅藻土对重金属迁移分布影响的对比 |
| 4.4.2 硅藻土对重金属迁移分布影响的机理分析与探究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 硅铝比对重金属迁移分布影响的热力学模拟 |
| 5.1 硅铝比对Pb迁移分布影响的热力学模拟 |
| 5.2 硅铝比对Cd迁移分布影响的热力学模拟 |
| 5.3 硅铝比对Cu迁移分布影响的热力学模拟 |
| 5.4 硅铝比对Zn迁移分布影响的热力学模拟 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）危险废物焚烧过程中重金属与氟的迁移转化及污染控制机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 危险废物处置现状 |
| 1.1.1 危险废物的来源与危害 |
| 1.1.2 危险废物的处置技术 |
| 1.1.3 危险废物焚烧处置主要炉型 |
| 1.1.4 危险废物焚烧产生的二次污染问题 |
| 1.2 危险废物焚烧过程中重金属迁移转化及污染控制研究进展 |
| 1.2.1 重金属污染的来源及危害 |
| 1.2.2 重金属的迁移转化特性研究 |
| 1.2.3 焚烧灰渣重金属污染控制 |
| 1.3 危险废物焚烧过程中氟迁移转化及污染控制研究进展 |
| 1.3.1 氟污染的危害及来源 |
| 1.3.2 含氟有机危险废物处置技术 |
| 1.3.3 氟的燃烧排放特性研究 |
| 1.3.4 焚烧过程氟污染控制研究 |
| 1.4 本文研究目的、内容和技术路线 |
| 第二章 实验装置和检测分析方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验装置及分析方法 |
| 第三章 医药化工危废焚烧过程中重金属的迁移分布及浸出特性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 飞灰粒径分析 |
| 3.3.2 焚烧灰渣中重金属浓度分布 |
| 3.3.3 湿法脱酸系统和排放尾气中重金属含量 |
| 3.3.4 焚烧系统中重金属的质量平衡和质量分布 |
| 3.3.5 焚烧灰渣中重金属的浸出特性 |
| 3.3.6 焚烧灰渣表面形态及矿物特性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 医药化工危险废物焚烧灰渣重金属化学形态及热稳定性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 原始焚烧灰渣中重金属的化学形态 |
| 4.3.2 热处理过程中重金属热稳定性及化学形态变化 |
| 4.3.3 热处理前后焚烧灰渣表面形态及矿物特征 |
| 4.3.4 焚烧灰渣重金属环境风险分析评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 电除尘和布袋除尘对重金属迁移分布和浸出特性的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 样品的采集 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 飞灰粒径分布 |
| 5.3.2 表面特征 |
| 5.3.3 飞灰矿物特性 |
| 5.3.4 飞灰中重金属含量 |
| 5.3.5 飞灰浸出特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 医药化工含氟危险废物焚烧过程中氟的析出与迁移特性研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 医药化工含氟危废热解过程分析 |
| 6.3.2 焚烧产物中的氟含量 |
| 6.3.3 焚烧系统中氟的质量平衡及质量分布 |
| 6.3.4 焚烧灰渣中氟的赋存化学形态 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 医药化工含氟危险废物焚烧过程钙基固氟试验研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 温度对固氟效果的影响 |
| 7.3.2 CaO添加量对固氟效果的影响 |
| 7.3.3 钙基吸收剂种类对固氟效果的影响 |
| 7.3.4 粒径对燃烧固氟效果的影响 |
| 7.3.5 孔隙结构对固氟效果的影响 |
| 7.3.6 焚烧系统回转窑添加CaO固氟效果研究 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 氟化工高含氟有机废物流化焚烧资源化利用研究 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 实验材料与方法 |
| 8.2.1 流化床焚烧系统介绍 |
| 8.2.2 实验材料 |
| 8.2.3 实验方法 |
| 8.3 结论与讨论 |
| 8.3.1 高含氟有机固废TG-FTIR分析 |
| 8.3.2 高含氟有机废物两段式管式炉焚烧试验 |
| 8.3.3 焚烧系统运行工况及污染物排放 |
| 8.3.4 填料吸收塔水洗回收HF吸收系数计算 |
| 8.3.5 焚烧过程中HF腐蚀问题 |
| 8.4 本章小结 |
| 第九章 全文总结和展望 |
| 9.1 全文总结 |
| 9.2 本文主要创新点 |
| 9.3 本文的不足与展望 |
| 作者简历及攻读博士期间的科研成果 |
| 参考文献 |
（8）污泥与垃圾共热解/焚烧及产物利用过程汞的迁移特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国污泥与垃圾处理概况 |
| 1.1.1 我国污泥与垃圾处理需求 |
| 1.1.2 污泥与垃圾处理技术现状 |
| 1.2 污泥与垃圾热解及产物利用研究现状 |
| 1.2.1 污泥热解及产物利用 |
| 1.2.2 垃圾热解及产物利用 |
| 1.2.3 污泥与垃圾共热解研究现状 |
| 1.3 污泥与垃圾中汞元素控制研究现状 |
| 1.3.1 污泥与垃圾中汞元素概况 |
| 1.3.2 污泥与垃圾热解过程中汞的排放及控制研究现状 |
| 1.3.3 污泥与垃圾焚烧过程中汞的排放及控制研究现状 |
| 1.4 研究目的与主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第2章 汞在共热解三相产物中分布及影响因素研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料 |
| 2.1.2 同步热分析实验 |
| 2.1.3 共热解正交实验 |
| 2.1.4 共热解实验系统 |
| 2.1.5 汞元素的测定 |
| 2.1.6 数据分析 |
| 2.2 污泥与垃圾的共热解特性 |
| 2.3 汞在共热解三相产物中的分布概况 |
| 2.4 汞在共热解三相产物中分布的影响因素 |
| 2.4.1 汞在共热解炭中分布的影响因素 |
| 2.4.2 汞在共热解油中分布的影响因素 |
| 2.4.3 汞在共热解气中分布的影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 汞在共热解炭中的固定率优化与生态风险评估 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 共热解实验 |
| 3.1.3 汞元素的测定 |
| 3.1.4 汞元素的化学形态测定 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 汞在共热解炭中的固定率优化 |
| 3.2.1 共热解过程中掺混比的实验优化 |
| 3.2.2 共热解过程多种影响因素的建模优化 |
| 3.3 共热解炭中汞的赋存形态与生态风险 |
| 3.3.1 不同掺混比下共热解炭中汞的赋存形态 |
| 3.3.2 不同掺混比下共热解炭中汞的生态风险评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 共热解产物油气燃烧过程汞的赋存形态研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 同步热分析-质谱联用实验 |
| 4.1.3 化学动力学模拟 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 不同掺混比共热解油气燃烧过程中汞的转化 |
| 4.3 共热解油气组分对Hg~0生成的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 共热解利用与直接焚烧汞的迁移特性对比 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验原料 |
| 5.1.2 共焚烧实验 |
| 5.1.3 汞元素的测定 |
| 5.1.4 汞元素的化学形态测定 |
| 5.1.5 化学动力学模拟 |
| 5.1.6 数据分析 |
| 5.2 共焚烧过程中汞的分布特性 |
| 5.3 共焚烧灰中汞的赋存形态 |
| 5.4 共焚烧烟气中汞的转化特性 |
| 5.5 共热解与共焚烧汞的迁移特性对比 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本文主要结论 |
| 6.2 本文主要创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 相关程序代码 |
| A.1 四因素对热解炭中汞分布影响的方差分析 |
| A.2 四因素对热解油中汞分布影响的方差分析 |
| A.3 四因素对热解气中汞分布影响的方差分析 |
| A.4 热解炭中汞分布的多元非线性回归方程建立 |
| A.5 热解炭中汞分布的人工神经网络模型 |
| A.6 热解炭中汞分布的随机森林模型 |
| A.7 热解炭中汞分布的支持向量机模型 |
| A.8 热解炭中汞固定的模型条件优化 |
| A.9 单质汞转化率的单因素方差分析 |
| A.10 共焚烧过程双因素方差分析 |
| 附录B 化学动力学模型涉及的化合物组分与基元反应 |
| 附录C 同步热分析-质谱联用实验质谱谱图 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）电场强化垃圾焚烧飞灰中重金属脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 生活垃圾焚烧 |
| 1.2.1 生活垃圾焚烧技术 |
| 1.2.2 生活垃圾焚烧飞灰 |
| 1.3 生活垃圾焚烧飞灰无害化处置 |
| 1.3.1 预处理技术 |
| 1.3.2 固化/稳定化技术 |
| 1.3.3 热处理技术 |
| 1.3.4 分离萃取技术 |
| 1.3.5 其它技术 |
| 1.4 生活垃圾焚烧飞灰资源化处置 |
| 1.4.1 建筑材料 |
| 1.4.2 岩土工程材料 |
| 1.4.3 农业利用 |
| 1.4.4 其它利用 |
| 1.5 课题研究的主要内容及技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 飞灰来源 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.3 飞灰理化性质及环境特性分析方法 |
| 2.3.1 垃圾焚烧飞灰基本理化性质 |
| 2.3.2 垃圾焚烧飞灰中各元素含量分析 |
| 2.3.3 垃圾焚烧飞灰中重金属浸出特性分析 |
| 2.3.4 电场强化脱除飞灰中重金属 |
| 2.3.5 不同试剂辅助电场强化脱除飞灰中重金属 |
| 3 垃圾焚烧飞灰中重金属污染特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 垃圾焚烧飞灰基本理化特性 |
| 3.2.1 垃圾焚烧飞灰组成及微观形貌 |
| 3.2.2 垃圾焚烧飞灰热重分析 |
| 3.2.3 垃圾焚烧飞灰中可溶性盐类含量分析 |
| 3.3 垃圾焚烧飞灰中重金属总量分析 |
| 3.4 垃圾焚烧飞灰浸出毒性分析 |
| 3.5 垃圾焚烧飞灰生物有效性分析 |
| 3.6 初始pH对垃圾焚烧飞灰中重金属的影响 |
| 3.7 垃圾焚烧飞灰中重金属化学形态分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 电场强化垃圾焚烧飞灰中重金属脱除研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 pH的影响 |
| 4.2.2 电场强度的影响 |
| 4.2.3 去除时间的影响 |
| 4.2.4 电极极性交换频率的影响 |
| 4.2.5对比实验 |
| 4.3 垃圾焚烧飞灰处理前后物相分析 |
| 4.4 重金属迁移转化主要机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 不同辅助剂对电场强化垃圾焚烧飞灰中重金属脱除的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 pH值的影响 |
| 5.2.2 辅助剂浓度的影响 |
| 5.2.3 电流强度的影响 |
| 5.3 对比分析 |
| 5.4 高盐废液处理 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 总结 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为及环境风险评估研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国城市生活垃圾产生、处理处置现状及发展趋势 |
| 1.1.2 我国垃圾焚烧飞灰产生、处理处置现状及发展趋势 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 垃圾焚烧飞灰中重金属相关特性 |
| 1.2.2 垃圾焚烧飞灰中重金属固化/稳定化技术 |
| 1.2.3 垃圾焚烧飞灰中重金属溶出影响因素 |
| 1.2.4 垃圾焚烧飞灰中重金属溶出机制 |
| 1.2.5 垃圾焚烧飞灰中重金属溶出环境风险评估 |
| 1.3 垃圾焚烧飞灰生命周期全过程需重点关注的问题 |
| 1.4 课题来源 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料、实验设计及分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验样品 |
| 2.1.2 实验试剂和实验仪器 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 重金属总量及化学形态分析实验 |
| 2.2.2 重金属浸出浓度(毒性)评价实验 |
| 2.2.3 飞灰固化/稳定化配比优化实验 |
| 2.2.4 “渗滤液淋溶”处置情景实验 |
| 2.2.5 “碳酸化作用”处置情景实验 |
| 2.2.6 “酸雨侵蚀”处置情景实验 |
| 2.2.7 终点pH值影响因素实验 |
| 2.2.8 CO_2碳酸化作用影响因素实验 |
| 2.2.9 DOM影响因素实验 |
| 2.2.10 液固比、浸提时间影响因素实验 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 液相指标 |
| 2.3.2 固相指标 |
| 2.4 数据分析 |
| 第3章 典型焚烧厂固化/稳定化飞灰样品理化性质分析 |
| 3.1 pH值(腐蚀性) |
| 3.2 元素组成 |
| 3.3 重金属全量及浸出毒性 |
| 3.4 重金属化学形态分布 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 不同处置情景下固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为 |
| 4.1 “渗滤液淋溶+酸雨侵蚀”处置情景下重金属溶出行为 |
| 4.1.1 浸出液pH、EC变化 |
| 4.1.2 浸出液重金属溶出行为变化 |
| 4.1.3 飞灰重金属化学形态变化 |
| 4.1.4 飞灰矿物组成变化 |
| 4.2 “碳酸化作用+酸雨侵蚀”处置情景下重金属溶出行为 |
| 4.2.1 浸出液pH、EC变化 |
| 4.2.2 浸出液重金属溶出行为变化 |
| 4.2.3 飞灰重金属化学形态变化 |
| 4.2.4 飞灰矿物组成变化 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 不同关键影响因素对固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为的影响 |
| 5.1 关键“环境因素”对重金属溶出行为的影响 |
| 5.1.1 终点pH值的影响 |
| 5.1.2 CO_2碳酸化作用的影响 |
| 5.1.3 DOM的影响 |
| 5.2 关键“控制条件”对重金属溶出行为的影响 |
| 5.2.1 浸提时间的影响 |
| 5.2.2 液固比的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 固化/稳定化飞灰中重金属溶出机制探讨 |
| 6.1 “渗滤液淋溶”处置情景下重金属溶出机制分析 |
| 6.2 “碳酸化作用”处置情景下重金属溶出机制分析 |
| 6.3 “酸雨侵蚀”处置情景下重金属溶出机制分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 固化/稳定化飞灰中重金属潜在环境风险评估 |
| 7.1 重金属潜在环境风险评估方法学的构建 |
| 7.1.1 液相体系—浸出液中重金属潜在环境风险评估模型的构建 |
| 7.1.2 固相基质—飞灰中重金属潜在环境风险评估模型的构建 |
| 7.2 “固化/稳定化预处理”对重金属潜在环境风险的影响 |
| 7.3 基于“HJ/T300-2007标准浸提”对重金属潜在环境风险的影响 |
| 7.4 “关键影响因素”下重金属潜在环境风险演化规律 |
| 7.4.1 终点pH值 |
| 7.4.2 CO_2碳酸化作用 |
| 7.5 “渗滤液淋溶+酸雨侵蚀”处置情景下重金属潜在环境风险演化规律 |
| 7.5.1 柱式淋溶实验 |
| 7.5.2 MEP实验 |
| 7.6 “碳酸化作用+酸雨侵蚀”处置情景下重金属潜在环境风险演化规律 |
| 7.6.1 柱式淋溶实验 |
| 7.6.2 MEP实验 |
| 7.7 小结 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文及科研工作 |
| 致谢 |
四、垃圾焚烧过程中重金属分布特性的研究（论文参考文献）
- [1]富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究[D]. 吴安. 华东理工大学, 2021(08)
- [2]生活垃圾焚烧飞灰熔融固化重金属研究[D]. 李鹏飞. 山西大学, 2021(12)
- [3]典型城市生活垃圾焚烧飞灰特性分析和重金属稳定化效果研究[D]. 吕紫娟. 青岛理工大学, 2021(02)
- [4]水泥熟料对城市生活垃圾焚烧烟气多污染物协同控制的研究[D]. 刘凯. 南京师范大学, 2021
- [5]流化床内煤和生物质混烧过程中碱金属、重金属的迁移特性及排放控制研究[D]. 薛则禹. 东南大学, 2021
- [6]垃圾焚烧过程中矿物吸附剂对重金属迁移特性的影响及热力学模拟研究[D]. 唐彪. 华东理工大学, 2020(08)
- [7]危险废物焚烧过程中重金属与氟的迁移转化及污染控制机理研究[D]. 李文瀚. 浙江大学, 2020
- [8]污泥与垃圾共热解/焚烧及产物利用过程汞的迁移特性研究[D]. 孙昱楠. 天津大学, 2020(01)
- [9]电场强化垃圾焚烧飞灰中重金属脱除研究[D]. 田洋. 西南科技大学, 2020(08)
- [10]固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为及环境风险评估研究[D]. 李卫华. 青岛理工大学, 2019(01)