一、塑料制革工艺废气的有机污染及其对环境的影响（论文文献综述）
南平市人民政府办公室[1]（2021）在《南平市人民政府办公室关于印发南平市生态环境准入清单的通知》文中研究指明南政办[2021]33号各县（市、区）人民政府,武夷新区管委会,市直有关单位:《南平市生态环境准入清单》已经市政府同意,现印发给你们,请抓好贯彻落实。
广州市人民政府[2]（2021）在《广州市人民政府关于印发广州市“三线一单”生态环境分区管控方案的通知》文中提出广州市人民政府文件穗府规[2021]4号各区人民政府,市政府各部门、各直属机构:现将《广州市"三线一单"生态环境分区管控方案》印发给你们,请认真贯彻执行。执行过程中遇到的问题,请径向市生态环境局反映。2021年6月25日广州市"三线一单"生态环境分区管控方案为贯彻中共中央、国务院关于全面加强生态环境保护坚决打好污染防治攻坚战的决策部署,加快推进广州市"生态保护红线、环境质量底线、资源利用上线和生态环境准入清单"（以下简称"三线一单"）落地,实施生态环境分区管控,
刘鹏杰,宋影,马诗杰,李晓陇[3]（2020）在《制革工业清洁生产的创新与进展》文中研究指明对制革行业定义和运行情况进行了概述,介绍制革工艺中的主要工段,阐述了制革行业面临的环保问题;明确了清洁生产的概念及意义,总结清洁生产研究进展情况;围绕制革工艺、制革材料和制革废弃物处理等技术,分析技术原理,对比工艺效果,并列举近期相关技术的研究进展。指出当前制革工艺和化工材料清洁化的必要性和迫切性,并提出了今后开展研究的方向,为推进制革产业清洁化研究提供参考。
陈柱良[4]（2020）在《SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水》文中研究说明当前,由于我国城市的发展以及工业化进程的加快,皮革制品已经成为人们生活中必不可少的一部分。在制革工业的快速发展的过程中,产生了大量的含铬制革废水,若这些废水未经处理排入自然界中,将会对生态环境和人类健康造成严重影响。因此,这些废水亟需进行有效的处理。利用序批式活性污泥法（SBR）处理含铬制革废水时,虽然可以对废水中的大量污染物实现高效降解;但反应器内部活性污泥六价铬冲击后,其对废水中的污染物降解效率下降,导致出水中仍然含有一定浓度的污染物。正渗透（FO）工艺作为一种新型的膜分离技术,其具有低能耗、低膜污染趋势等特点;其已被广泛应用于海水淡化、重金属废水处理、城市污水处理等领域。但FO工艺在长期处理工业废水的过程中,会使膜表面产生较为严重的膜污染,从而导致水通量下降、膜清洗频率增加以及膜寿命的减少,因此若利用FO工艺处理工业废水时需对其膜污染进行控制。本研究尝试将SBR工艺与FO工艺相结合,形成SBR-FO耦合工艺用于处理含铬制革废水。该耦合工艺利用FO工艺作为SBR工艺的深度处理,提高了SBR工艺的出水水质;同时SBR工艺作为前处理设施,可以对废水中大量的污染物进行降解,从而缓解后续FO工艺的膜污染。本研究主要考察了SBR工FO工艺以及SBR-FO耦合工艺在处理含铬制革废水过程中的除污效能;以及在含铬制革废水长期冲击下,SBR-FO耦合工艺内部活性污泥各项特性变化对FO膜水通量与膜污染的影响。主要结论如下:（1）利用SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水进行处理时,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,其对NH4+-N的去除效率始终维持在85%以上;对废水中的COD、正磷酸盐以及六价铬的去除效率随着进水六价铬浓度提高,均维持在95%以上,相比SBR工艺以及FO工艺对含铬制革废水的处理效率均有较大提高。（2）在SBR-FO耦合工艺的运行过程中,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,活性污泥的MLSS和SOUR值均呈逐渐下降趋势,SVI值呈逐渐上升趋势。这导致后续FO工艺原料液中存在有少量活性污泥絮体以及少量污染物,进而造成了不可避免的膜污染。通过水通量测试以及对膜表面SEM分析发现,耦合工艺相比FO工艺单独处理含铬制革废水而言,耦合工艺中膜表面的污垢层相对较薄,其结构较为松散,对水通量影响相对较小,导致耦合工艺废水回收利用效率高于FO工艺。综上所述,SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水的处理效果相比SBR工艺以及FO工艺均有较大提升;此外其在水回收利用效率以及膜污染趋势上也优于FO工艺,可为实际含铬制革废水处理提供依据。
傅强生[5]（2020）在《广西高污染产业环境负外部性及其影响因素研究》文中研究说明经济发展与环境保护,二者是辨证统一的关系,也是当今人类社会的重要研究课题。高污染产业促进了社会经济的发展,也带来环境的污染。环境污染是环境负外部性的重要例子,环境污染的负外部性,不仅增加了政府环境治理直接成本,也给人民带来许多健康损害成本。文章以广西壮族自治区为研究区域,以1988年-2017年为研究时间段,以规模以上七类典型高污染产业为对象,对环境负外部性及其影响因素进行研究。文章以产业结构优化理论、绿色GDP理论、可持续发展理论和负外部性相关理论为基础,首先运用数理统计的方法对广西高污染产业废水、废气和固体废弃物的排放情况进行描述统计,并运用Arc GIS软件,对广西五大经济区域的环境污染排放强度进行可视化分析,同时对14个地级市的环境污染物排放强度进行统计评价;其次,运用SPSS软件,对广西21个高污染产业进行聚类分析,把高污染产业的污染强度分为高、中、低三类;第三,运用信息理论中的熵值法计算环境污染指数,对1988年-2017年广西高污染产业的环境污染进行综合计量与评价;第四,对环境污染负外部性的货币化体现进行探讨,同时借鉴前人的思路,以政府环境治理直接成本为显性负外部性,以环境污染造成的居民健康损害成本为隐性负外部性;第五,运用计量经济学方法,利用Eviews9.0软件,从显性和隐性两个方面对环境负外部性的影响因素进行实证分析,并对单位环境污染指数引起的环境负外部性进行计量;最后,结合描述统计、相关评价和实证分析的研究结果,对降低广西环境负外部性提出相应的政策建议。研究得出的主要结论如下:（1）从区域视角分析,广西五大经济区域“三废”污染物排放强度差异明显。长期以来,与其他四个经济区域相比,桂中地区“三废”排放强度最高,带来的环境污染负外部性最大,而桂北的环境污染强度最低,污染负外部性最小;（2）从产业视角分析,21个高污染产业中,造纸及纸制品业、非金属矿物制品业、黑色金属冶炼及压延加工业、有色金属冶炼及压延加工业的污染类别较高,均属于中、高类别,污染强度较大,带来相对较高的环境污染负外部性;（3）从时间视角分析,通过熵值法,对近30年高污染产业环境污染进行综合评价,发现广西高污染产业环境污染指数有下降趋势,高污染产业引起的环境污染有所改善,但是环境污染负外部性的绝对量仍然处于高水平;（4）通过对环境污染负外部性货币化体现的探讨,发现广西各年居民健康损害成本的货币量大于政府环境治理直接成本的货币量。就考察年份的总量来说,1988年-2017年广西政府环境治理直接成本总量约为77.24亿元,而居民健康损害成本总量约为340.50亿元。由此可见,环境隐性负外部性约是环境显性负外部性的4.41倍,环境隐性负外部性应引起高度重视;（5）通过实证分析,广西高污染产业环境污染指数每增加一个单位,带来的环境显性负外部性的货币量为66.94378亿元,同时会带来59.56028亿元的环境隐性负外部性。通过数学分析的方法,对广西环境负外部性进一步计量,环境污染指数每提高一个单位,将带来总的环境负外部性为126.50406亿元人民币;（6）通过实证分析发现,不仅环境污染会造成环境负外部性的货币损失,与环境负外部性相关的主要影响因素还有产业结构、对外贸易水平、环境管制强度、能源消费强度。不同的因素对环境负外部性的影响有所差异。其中,产业结构与环境显性负外部性在1%水平下显着正相关;对外贸易水平与环境显性负外部性在10%水平下显着正相关,说明广西外商直接投资引起了环境的负外部性,支持了污染天堂假说;而环境管制强度与环境显性负外部性和环境隐性负外部性都在5%水平下显着负相关,说明环境管理制度能在一定程度上抑制环境负外部性的增加。能源消费强度与环境隐性负外部性在1%水平下显着正相关,说明广西能源消费带来了一定的环境负外部性,能源消费结构有待优化。环境负外部性问题不能从根本上消除,但可以使其最小化和内部化。最后,基于对广西高污染产业环境污染负外部性的相关评价与实证研究,并结合环境负外部性的一般性理论,文章从区域差异化管理、制定产业差异化的环境制度、优化产业结构、积极引进高质量FDI、优化能源消费结构、促进生产技术改造、建立民间监督机构共七个方面提出降低环境负外部性的政策建议。
范闪[6]（2020）在《皮革及其终端产品的全生命周期评价研究》文中提出皮革行业是我国轻工支柱产业之一。改革开放40年来,我国的制革及其产品企业发展迅速,一跃成为世界上主要的制革、毛皮及其制品地区之一。这个过程也是经济发展与资源环境的博弈过程。90年代,我国进入了环境与经济发展并重的阶段,制革及其产品企业生存压力增大,环保压力、成本增加、发展模式等一系列问题接踵而来。国际上欧盟委员会更新了关于《循环经济行动计划》,旨在引领全球由线性经济转入循环经济、把废物变为资源、赋予消费者权利等新型经济模式的发展。基于以上国内问题、国际要求,皮革行业的可持续发展成为政府、企业、行业专家关注的重点,进行行业环境影响评价具有重要的理论意义和现实意义。本论文运用全生命周期评价方法,对河北东明实业集团有限公司羊皮制革的三种工艺（传统铬鞣、逆转铬复鞣、无铬鞣）为研究对象,采取实地考察的方式,对其生产过程中的物质、能源等输入输出流进行了定性和定量的研究,得到数据清单,利用eFootprint评价软件进行了环境影响评价的研究。另外,对制鞋企业-新百丽集团进行了实地考察。主要针对当今主流的冷粘皮鞋的裁断、帮面和底工工序生产过程中的物质、能源输入输出流进行了定性和定量的研究,得到数据清单,运用eFootprint软件对三款皮鞋进行了环境影响评价研究,并比较分析了三款皮鞋对环境污染产生的差异。最后,选定两种有代表性的制鞋工艺（冷粘鞋、模压鞋）进行了从“摇篮”到“大门”的全生命周期研究,为今后鞋类产品进入国际交易市场,要求的产品足迹报告打下基础。得到的主要研究结果如下:（1）国内与国外的环境影响评价研究,相同的工艺流程所产生的环境影响主要类型指标相同。但经过eFootprint软件的评估,我国的铬鞣制革在水资源消耗及人体毒性-致癌方面较国外的环境影响贡献值小。主要是因为我国对制革用水量和铬粉的用量具有严格限制,且国内的制革专家和高等院校对清洁生产的发展提供了技术支持。（2）制鞋过程经过SimaPro软件的评估,结果显示底工工序对环境影响的贡献值最大,行业技术人员及企业管理人员应针对底工工序进行技术改进和提高。制鞋行业对环境影响主要集中在废气的排放方面,如何减少废气的产生、如何收集处理废气、开发无毒无害胶粘剂成为今后高校和行业研究的重点。（3）构建了制革行业企业的生命周期清单:每投入一吨盐湿皮,需要输入水30吨,化工原料400kg,电200kWh,成品革758kg,副产品470kg;产生废水29吨,CODCr50kg,氨氮12kg,硫化物8.3kg,悬浮物158kg,总铬1.85kg。CODCr的排放主要来源于软化工序,占比68%;氨氮的排放主要来源于脱灰和软化工序,占比47%;硫化物的排放主要来源于浸灰脱毛工序,占比43%;悬浮物的排放主要来源于浸灰脱毛工序,占比29%;总铬的排放主要来源于主鞣工序,占比74%。原料皮主鞣工段对于环境的影响最大,占比51%,然后是复鞣工段,占比25%,最后是准备工段,占比24%。（4）利用eFootprint软件,采用欧盟的PEF评价指标对三款冷粘鞋的环境影响评价做了定量分析:女士休闲鞋生产过程中,底工工序造成的环境负荷最大,其次是裁断工序,制帮工序最小。在PEF评价的15种环境影响类型中,女士休闲鞋在初级能源消耗、水资源消耗、气候变化三种类型中对环境负荷影响较大,分别为 4.18E+001MJ、1.52E+000kg、4.23E-001kg CO2 eq;女士凉鞋生产过程中,底工工序造成的环境负荷最大,其次是帮面工序,裁断工序最小。女士凉鞋在初级能源消耗、水资源消耗、气候变化中对环境负荷影响较大,分别为 1.97E+001MJ、5.26E+000kg、1.40E+000kg CO2 eq;女士短靴生产过程中,底工工序与帮面工序造成的环境负荷影响相近,裁断工序最小。女士短靴在初级能源消耗、水资源消耗、气候变化中对环境负荷影响较大,分别为 2.36E+001MJ、1.29E+000、1.67E+000kg CO2 eq。（5）通过对特定款式的冷粘鞋与模压鞋从“摇篮”到“大门”具体案例的分析,建立了两种工艺鞋的数据清单,并进行了全生命周期影响评价。结果显示:冷粘棉鞋耗费的主要材料包括:3000g盐湿皮、89295g工业用水、211.34g铬粉、耗费电力4.575kWh、辅料712.6g、胶粘剂共计59.4g;成品鞋重873.4g;主要产生废水、污泥、革屑、废气等,其中主要的废弃物包括:废水 54922g、CODCr137.7g、氨氮 38g、总铬 1.06g、VOC 共计 46.361g。模压棉靴耗费的主要材料包括:4680g盐湿皮、139300g工业用水、329.7g铬粉、耗费电力7.137kWh、辅料637.2g、胶粘剂共计1231.5g;成品鞋重873.4g;主要产生废水、污泥、革屑、废气等,其中主要的废弃物包括:废水85678.32g、CODCr137.7g、氨氮38g、总铬1.06g、VOC共计871.04g;两种工艺的评价结果均为初级能源消耗、水资源消耗、气候变化三方面评价指标结果对环境负荷最大。臭氧层消耗、人体毒性-致癌、人体毒性-非致癌三方面评价指标的环境负荷最小。（6）进行了制革及其下游行业企业（制鞋）的生命周期评价研究,提出了采用主观赋权重法中的层次分析法和LCA评价方法相结合的综合环境评价方法。避免了制革及下游行业企业（制鞋）因自动化程度不高,数据缺失及误差带来的评价结果的不准确性;也在一定程度上克服了 LCA评价软件单一因素的影响,而且实现了根据不同案例进行指标权重的灵活调整,使得最终确定的指标权重更加科学合理;指标合成方法能够实现制革及下游行业企业（制鞋）可持续发展水平综合得分及不同层面水平的对比和原因分析。本论文构建了制革及制鞋的生命周期数据清单,引进了生命周期评价体系对皮革行业环境污染的定性定量分析,对皮革行业的绿色产业链升级、改进提供了数据支撑;皮革行业的数据清单丰富了我国CLCD背景数据库;通过不同评价软件、评价方法的比较,找出eFootprint软件需要改进的环节,为完善我国生命周期评价软件提供参考。
刘宇彤[7]（2019）在《我国工业VOCs集中处理生命周期评价及技术经济研究》文中提出随着我国城镇化和工业化的快速发展,能源、工业、交通等人类活动向大气中排放了大量的污染物。除了常规的大气污染物,挥发性有机化合物（VOCs）的排放越来越受到人们的关注。VOCs是大气臭氧和二次有机气溶胶污染的关键前体物,是雾霾和光化学烟雾形成的重要诱因;除了影响环境,VOCs还具有高危的生物毒性,对人类健康和植物生长都具有潜在危害。在众多的排放源中工业排放是环境中VOCs污染的重要来源,因此控制工业源VOCs排放将有利于降低PM2.5和O3的浓度,对区域大气环境的改善非常重要。我国现有的VOCs废气处理模式为“一企一策”,即每个企业负责对自己排放的废气进行处理。然而对于一些规模较小、排放VOCs成分及浓度不规律的企业来说,由于其技术及经济能力有限且缺乏有效的监管,其废气处理效果不能得到保证。如果能将企业排放的VOCs废气集中起来进行统一处理,既可以减轻企业的经济负担,又方便对处理效果进行监管。基于此,本论文将从技术、环境和经济可行性为切入点对工业集中区大风量、低浓度VOCs废气的集中处理模式进行分析:首先,通过实验室模拟对吸附-催化燃烧和吸附-冷凝回收两种集成技术的性能进行了详细的分析;接下来,通过生命周期分析法（LCA）对不同技术、材料组合的VOCs处理系统进行环境影响评价;最后,利用成本效益分析法（CBA）对工业VOCs集中化处理模式的经济性能进行评价。本论文基于不同处理技术和运行模式进行建模和模拟,从技术、环境和经济多重视角对VOCs集中处理模式进行全面研究,研究结论可以从环境与经济的可持续发展角度为工业集中区VOCs废气末端处理的技术选择、辅助材料选择以及集中化处理方案的可行性提供一定的理论支持,为工业VOCs集中控制减排提供科学依据,具有重要的社会效益和经济效益。论文主要包含以下四个内容:1、根据对我国工业VOCs排放源的调查研究,选择甲苯、乙酸乙酯和丙酮三种常见的有机化合物作为典型挥发性有机物的代表。为了模拟大风量、低浓度VOCs废气,将VOCs的总浓度设定为350 mg/m3,污染源排放量分别为50000m3/h、8000 m3/h、5000 m3/h和3000 m3/h。综合分析VOCs废气的排放量、组成、性质、温度和压力等条件选择吸附-催化燃烧和吸附-冷凝回收两种集成技术作为VOCs处理系统的技术方案,在吸附阶段选择活性炭和分子筛作为吸附剂,催化燃烧阶段选择CuO作为催化剂。根据国家相关法规和技术指南,对处理工艺各阶段的设备部件进行选择与设计,构建VOCs处理模型。2、为了得到可对比的平行数据,对不同技术、材料组合的VOCs处理系统进行实验室建模,并对VOCs处理效果进行模拟,VOCs集成处理过程的实验室模拟分为以下单元:VOCs生成单元、吸附浓缩单元、催化燃烧单元、冷凝回收单元。其中吸附浓缩单元包括VOCs吸附-脱附过程和两种吸附剂（活性炭、分子筛）生产过程;催化燃烧单元包括VOCs分解过程及催化剂生产过程。对四种不同处理系统的技术性能进行了详细的分析,总结了四种处理系统的物质流及能量流具体数据,为生命周期清单编制提供数据支持。3、利用实验模拟数据以及Eco-invent数据库,采用LCA软件SimaPro8.0对模拟的四套VOCs处理系统进行数据分析,并使用ReCiPe Midpoint（H）V1.09/World Recipe H方法对研究结果进行了环境影响评价,同时通过能量平衡计算对各系统能量消耗情况进行了评价。在LCA的分类阶段,根据污染物排放情况确定VOCs处理系统的3大类、8种环境影响类别:能源相关影响（气候变化、化石能源消耗）、健康相关影响（人类毒性、颗粒物形成、陆地生态毒性、淡水生态毒性）和其他影响（酸化、淡水富营养化）。研究结果表明:VOCs集成处理技术的环境影响主要体现在人类毒性潜势、颗粒物形成和化石能源消耗上。在所有影响类别中,人类毒性在四种情景都展现出了最严重的影响,其占总环境影响分别为63.9%、68.2%、67.5%和71.8%。电力消耗、废物/副产物以及材料生产对气候变化、化石能源消耗、人类毒性、颗粒物形成、陆地生态毒性、淡水生态毒性的影响最大,陆地酸化主要受材料生产、废物/副产物和设备制造的影响,而淡水富营养化的主要影响因素是设备制造和材料生产。研究结果表明,就能源消耗和环境影响方面来看,吸附-冷凝回收工艺优于吸附-催化燃烧,分子筛吸附剂优于活性炭吸附剂。4、在生命周期环境影响评价的基础上探索工业集中区进行VOCs集中化处理的技术经济可行性。设计直接集中和“一拖多”集中两种运行模式,并在选定的技术条件下建立基于集中化和分散化的VOCs处理情景:基准情景（BS）、能量循环情景（ERS）和有机物回收情景（MRS）。对每种情景的成本进行核算,然后利用成本效益法对各情景的经济性能进行对比分析。通过对ERS情景下两种废气集中模式进行对比发现,“一拖多”运行模式优化了VOCs废气集中输送模式,降低了废气输送的电力成本,其运行成本是直接集中运行模式的69%,经济性能更优;在ERS情景和BS情景的对比中,ERS“一拖多”集中模式的运营成本比BS情景降低了11.8%,更具成本优势。在将预期收入计入时,BS情景总成本分别高于ERS和MRS“一拖多”集中化情景17.6%和24%,“一拖多”模式下MRS情景的总运营成本低于ERS情景5.9%,表明冷凝回收技术的成本效益更优。在对各情景下的VOCs处理工艺成本分解分析中发现,在BS和ERS情景中吸附单元的运行成本最高,主要来自于吸附剂更换与电力消耗的贡献;其次是集气单元,主要来自更换过滤棉的费用。在MRS情景中,运行成本主要来自吸附单元和脱附单元。
于冰冰[8]（2020）在《有色冶炼废渣及污泥中砷固定化效应与机制研究》文中研究说明我国有色金属冶炼产生的含砷废渣和水处理产生的污泥成为最主要的砷污染源,对其进行固定化后安全填埋是最重要的处理处置途径,固定化技术的核心在于材料的选择,因不同冶炼行业产生的废渣污染特性不同,不同材料在固定化机理和适用性等方面的研究尚需深入,强化固砷效果的As（Ⅲ）预氧化技术可行性研究也应加强。本研究对铜冶炼、铅锌冶炼、硫铁矿冶炼行业产生的含砷废渣以及冶炼制酸行业产生的高砷污泥进行固定化处理,针对性选材,模拟不同的风险情境,对不同材料的固定化效果进行了研究,运用XRD、SEM、XPS等微观表征手段揭示了典型材料的固As机理,针对As（V）为主的高砷渣和As（Ⅲ）为主的污泥进行了固砷效果强化的As（Ⅲ）氧化技术研究,为不同固定化材料在不同冶炼行业产生的含砷废渣和水处理过程中产生的污泥中的工程应用提供科学依据。主要取得了以下结果:（1）针对铜冶炼行业废渣,采用典型硫化物、钙基和铁铝基（Fe0、铁盐、Fe2O3/Al2O3）等共10种材料对进行处理,通过5种模拟不同风险场景的单一化学浸提法,筛选出不同场景下固As效果好的材料,并通过连续化学形态浸提和微观结构表征揭示典型材料的固As机理。结果表明,自然场景下Na2S·9H2O固As效果最好,其它场景固As能力最强的依次是Fe0和FeSO4·7H2O,其中,Fe0最适用于有机弱酸和强酸雨场景,FeSO4·7H2O在5种场景中均有固As效果,但差异性较大,在有机弱酸场景下效果最好,TCLP浸出As降至1.50μg·L-1,固As率达99.98%。FeSO4·7H2O固As作用主要是降低弱酸可提取态,将非专性/专性吸附态、无定形和弱结晶铁铝或铁锰态转化为结晶铁铝或铁锰态和残渣态,处理后有少量难溶的铁砷矿物（即臭葱石和砷铁矿）等生成。（2）针对铅锌冶炼行业废渣,采用典型硫化物、含磷、含钙、含镁、黏土矿物等多种材料对2种Zn、Cd复合污染废渣进行固定化,同时考察材料对废渣中共存As的作用效应,以H2SO4-HNO3浸提法评估稳定化效果。1#废渣稳定化结果表明:Na2S·9H2O、Na3PO4·12H2O、CaO、MgO、钠基膨润土均适用于废渣 Zn 和 Cd的稳定处理,但含磷材料的施加使As浸出有所检出。2#废渣结果表明:各材料对Zn、Cd、As 的综合稳定效果依次为 Na2S·9H2O>Na3PO4·12H2O>（NH4）2HPO4,Na3PO4· 12H2O和（NH4）2HPO4对Zn的稳定率虽高,但易使As活化;MgO优于CaO,1%MgO 对 Zn、Cd、As 的稳定率分别达到 86.99%、91.37%、90.88%。MgO 和Na2S·9H2O为优选固定化材料。（3）针对硫铁矿冶炼行业废渣,采用典型硫化物、磷酸盐、CaO、MgO以及配伍药剂对Zn、Cd复合污染强酸性废渣进行固定化,利用水浸提（HJ557-2010）法评估固定化效果,以GB 8978-1996最高允许排放浓度为达标限值,结果表明,单一磷酸盐和硫化物中,同摩尔添加比条件下,Na3PO4·12H2O对Zn和Cd的固定效果最好,Na2S·9H2O对As固定效果最好,Zn、Cd、As和Cu4元素同时达标时的综合固定效应（η（综））依次为 2.42%Na2S·9H2O（96.36%）>0.64%（NH4）2HPO4（87.42%）>0.46%Na3PO4·12H2O（82.26%）。单一 MgO 或 CaO 与组合剂的综合固定效应依次为 0.4%MgO>0.4%CaO>（0.4%CaO+0.61%Na2S·9H2O）>（0.4%CaO+0.32%（NH4）2HPO4）>1.2%（Na2S ·9H2O:（NH4）2HPO4:Na3PO4·12H2O=2:1:3）。MgO、Na3PO4·12H2O、硫钙组合为优选稳定剂。（4）针对制酸行业产生的高砷污泥,选择典型无机硫化物、含钙材料、含铁或铝材料（Fe0、铁盐、Fe2O3/Al2O3）对高As污泥进行固定化,采用醋酸（TCLP）、H2SO4-HNO3和H2O3种浸提法评估了各材料对As的固定效果;考察了固定化对污泥中As结合态和价态分布的影响,最终筛选出最佳固定化材料后再进行联合水泥固化。结果表明,FeCl3固As效果最好,3种浸提法评估的固砷率分别为86.01%、42.02%、58.87%。FeCl3和Fe0处理能够促进污泥As向固定态转化,非专性和专性吸附态占比分别降低了 80.60%和38.13%。其中,FeCl3促进非专性和专性吸附态向结晶铁锰或铁铝水化氧化物结合态和残渣态转化。6种材料处理对As（Ⅲ）具一定的氧化作用。FeCl3处理后As（Ⅲ）占比由77.14%降为19.72%。Fe（OH）3、Fe2O3和Al2O3处理对As（Ⅲ）的氧化性不明显,Na2S ·9H2O处理使As（Ⅲ）占比升至85.84%。随FeC13、水泥和两者配伍材料投加量的增加,在3种方法中污泥中As的浸出量均明显降低,单一 FeCl3和配伍固As效果均优于水泥;水泥配伍比≥100%时优于单一 FeCl3;250%FeCl3+125%水泥可使3种方法中浸出As浓度分别降至最低,分别为 113.81、399.28、347.27 mg·L-1,固 As 率均高于 97%。（5）强化固砷效果的As（Ⅲ）氧化结果表明,针对As（V）为主的砷渣进行6种氧化处理,发现30%H2O2、高锰酸钾（KMnO4）和过硫酸钠（Na2S2O8）氧化性好;针对As（Ⅲ）为主的砷泥进行4种氧化剂处理,发现KMnO4适用作高As（Ⅲ）砷泥的氧化剂,各处理使As（Ⅲ）占比下降率大小依次为KMnO4（39.66%）>MnO2（25.51%）>Na2S2O8（10.67%）>H2O2（7.04%）;KMnO4均降低了 TCLP、H2SO4-HNO3浸出 As（Ⅲ）和总砷浓度,但使水浸提总砷升高了 0.61%,As（Ⅲ）占比仅降低3.05%;各处理均降低了砷泥的生物有效性,但均增加了砷的植物可利用性,除KMnO4外,各处理均明显增加了砷泥As的Wenzel法F1+F2所占总砷百分比,使砷释放风险明显增加,KMnO4风险性最低。
古璇[9]（2018）在《生产性消费的伦理研究》文中研究表明生态危机已经成为21世纪人类文明发展面临的最大挑战,人们也早已意识到并致力于解决此问题,但并未得到十分有效的改善。究其原因,不合理的消费是造成生态危机的主要症结所在。人类的一切生产和生活在本质上都可以归结为消费活动,消费包括生产性消费和生活性消费。生产性消费主要是进行物质资料再生产,通过对生产资料和活劳动的使用和消耗生产出新的产品;生活性消费主要是通过对物质文化生活资料及劳务的使用消耗进行人类自身的再生产。传统的消费伦理研究主要是以生活性消费为切入口的研究范式。然而生态危机的根源主要是生产性消费环节的道德失范,直接生产过程中的道德问题层出不穷,异化了的现代生产方式无论从广度还是深度层面都对生态环境的影响更具破坏性和毁灭性。因此,生态环境问题的研究应从生产性消费角度入手。关于生产性消费的伦理研究主要围绕两个维度展开。理论维度,对存在于生产性消费中“资本逻辑”的反生态性进行理性反思,分析出工业文明生产之线性非循环的片面思维方式导致了生产发展的不可持续。因此,生产性消费伦理应体现敬畏自然、保护生态的特质,即适度性、整体性和可持续性的原则;具有全局意识、长远规划的构架,即循环经济、再生资源产业和绿色消费的实践模式。生产性消费伦理的价值维度是追求综合效益的经济价值、遵循和谐之理的人本价值、维持公正稳定的社会价值、顺应万物和谐的生态价值之综合统一。实践维度,从道德主体的塑造与生产性消费伦理的构建两方面展开。一方面,对企业、政府和个人这三个层面的生产性消费道德主体深入分析:与生产消费环节联系最紧密的企业,在实现利润最大化的生产和追求自然环境的生态效益之间如何进行正确的价值认定、利益取舍并塑造企业伦理文化很重要;在整个社会生产消费活动中承担思想引领和道德规范的政府,如何自我定位,如何有效协调各经济活动主体之间的利益关系,并在全社会倡导发展绿色生态消费伦理是关键;作为微观层面直接行为个体的人,在实践中形成对自身与自然关系的正确道德认识,使之行为顺应人与自然的和谐之道,是生产性消费活动符合伦理、契合道德规范的最直接因素。另一方面,通过道德教化规范生产性消费行为,实现道德主体从经济理性向生态理性的转换,在全社会形成生态文化认同,并依靠伦理制度和法律制度的有效规范,使得生产性消费活动呈现正确的价值引领和伦理向度,以此构建既促进生产发展、又符合生态效益的生产性消费道德规范与伦理秩序。把着力点置于生产性消费环节,实质是将解决生态的问题前置,从环境恶化的源头剖析和解读。以伦理的角度引导生产性消费活动,用道德的规范约束生产性消费行为,形成走向生态文明之路的生产性消费伦理,这也是伦理学在人类社会生产活动过程中发挥作用的现实依托。
杨兴典[10]（2018）在《江苏省工业用地效益分析与行业差异研究》文中指出中国工业是国民经济的重要支柱和经济增长的主要推动力,工业用地是支撑我国经济发展最基础的资源要素。自改革开放以来,我国实现了由农业大国到工业大国的历史性转变,总体上进入了工业化的中后期。工业化极大促进了我国社会经济的发展,但长期以来支撑我国工业化快速发展的却是低廉的人力成本和粗放的用地方式。然而,我国快速城镇化和工业化还将持续较长时期,工业发展空间拓展需求依然较大,土地外延扩张式粗放利用的态势难以持续,土地资源稀缺已制约着社会经济的发展。江苏地处我国东部沿海地区,该区域建立了比较完备的工业体系,工业对经济发展的贡献作用显着,规模实力位居全国领先地位,但整体来看,江苏工业经济存在着层次不高、产业核心竞争力不强、要素利用水平低、高消耗、高污染等问题。同时,江苏又是资源小省,建设用地空间严重不足,土地利用效益低下,日益尖锐的经济发展与资源保护的矛盾已成为江苏面临的巨大挑战。目前,我省进入了经济发展的新常态阶段,同时供给侧改革和生态文明建设对土地利用也提出了新的要求,优化产业用地结构和布局,以土地利用结构调整促进经济转型升级,已成为土地利用的主要目标,而对不同行业的土地利用效益进行正确判断是实现科学配置区域土地资源、优化用地布局的前提。鉴于上述情况,本研究以“方法选择-差异分析-对策建议”为分析主线,以江苏省为例,客观分析了江苏省工业用地现状水平,分别从工业用地效益评价和工业用地绿色效益核算两个视角对江苏省工业用地效益的行业差异进行系统的研究,同时分析了评价指标对工业用地效益的影响程度,最后深入探讨了促进江苏省工业用地效益提升的政策建议,以期为合理配置土地资源、提高土地利用效益提供科学的理论依据,促进产业转型升级与土地利用方式转变。本论文主要从以下几个方面展开:（1）工业用地效益内涵界定。以土地复合系统理论、外部性理论和土地报酬递减理论为指导,科学界定工业用地效益内涵及其构成的综合性、时间维度的变化性、作用群体的扩散性、子效益的协同性、度量的困难性等特点,分析了三个子效益即经济效益、社会效益与环境效益的内涵及具体构成。工业用地效益可视为由工业用地的使用而带来的经济、社会、生态等各种成果与同一空间范围内工业用地利用占用和消耗的比较。（2）工业用地效益评价体系构建。按照全面性原则、易操作性原则、可比性原则、独立性原则,根据对工业用地效益特点、结构和各子效益相互关系的分析,结合指标体系的类型和建立原则,建立了包含“目标层-准则层-指标层”三个层次的工业用地效益评价指标体系。阐述了各级指标的具体定义,并根据各个指标的量化特点,提出了各个指标的具体取值方法。通过对目前国内外流行的多种效益评价方法进行应用适应性比较分析,确定采用多因素综合评价法来建立工业用地效益评价模型,并具体描述了指标筛选、指标的标准化、指标权重确定等效益评价流程,为客观评价工业用地效益提出了方法指导。（3）工业用地绿色效益核算探索。工业用地净效益是单位面积土地投入在社会、经济、生态等方面所实现的有效综合产出,反映了经济发展、社会满足、生态污染等正、负效益影响土地利用效益数值,是一种货币化的效益数值。工业用地效益核算的技术难点核心在于环境污染治理成本的货币化。研究参考绿色GDP核算的理念以形成工业用地效益核算思路,总体思路是在地均利税总额的基础上,增加地均工资,扣减地均环境污染治理成本,以得到经过社会、生态因素调整的真正效益。同时,具体描述了环境污染治理成本测算方法、数据来源确定与计算方法等,完善了现有的土地利用评价体系。（4）江苏省工业用地效益行业差异实证研究。以江苏省开发区典型企业调查数据为基础,首先,进行了分行业的工业用地效益评价,判断影响各行业综合效益大小的限制因素和短板因素,分析用地效益的行业差异特点和原因。其次,进行了分行业的工业用地绿色效益核算,并将两种方法所得结果进行对比分析。江苏省工业用地效益的短板要素主要有地均R&D经费支出、地均R&D项目数量、地均吸纳劳动力人数、地均员工工资投入等,限制因素主要有产业集聚程度、地均固定资产投入等。除仪器仪表制造业外,其余行业均存在个数不一的短板要素和限制要素。从评价结果来看,江苏省各行业的效益数值均为正数,有一定的差异幅度,总体呈现资本技术密集型行业的效益高于劳动密集型行业、资源密集型行业的特点。效益较高的行业有仪器仪表制造业（40）、计算机、通信和其他电子设备制造业（39）、铁路、船舶、航空航天和其他运输设备制造业（37）等,而有色金属冶炼和压延加工业（32）、非金属矿物制品业（30）、造纸和纸制品业（22）等行业的效益分值的排名靠后。铁路、船舶、航空航天和其他运输设备制造业（37）、仪器仪表制造业（40）属于经济效益、社会效益和环境效益均较高的行业。造纸和纸制品业（22）、其他制造业（41）、黑色金属冶炼和压延加工业（31）等行业的经济效益、社会效益和环境效益均较低。医药制造业（27）、专用设备制造业（35）等行业表现为经济效益、社会效益和环境效益均一般。江苏省各行业的工业用地绿色效益均为正值,介于2720.01万元/hm2和645万元/hm2之间,24个行业中数值低于平均值的行业有13个。地均利税总额和地均员工工资收入对绿色效益的影响较大;地均环境污染治理总费用对绿色效益有一定影响。各行业的工业用地效益核算结果和效益评价结果基本一致,两种分析方法均有一定的优缺点,其中工业用地效益评价结果受权重影响比较大,需要调查的数据较多,计算相对复杂;工业用地效益核算结果作为单因素指标受污染治理成本的影响比较大,数据获取难度更大。通过两种方法分析结果的相互对照,可以最大程度上保证分析结果的可靠性。（5）江苏省工业用地效益提升建议。根据实证分析结果,进行相关的统计分析,基于效益改善的角度,从“政府部门科学管理”、“企业可持续发展”两个方面提出了提升江苏省工业用地效益的建议,供决策支持。政府部门可以通过优化供地结构、严格供地准入门槛、加大对企业科技创新的支撑力度、加快环境基础设施建设等手段从宏观层面为工业提供良好发展环境;企业自身也要通过加大科技投入、提高企业用地强度、加强污染预治理、提高职工福利等方法主动适应经济新常态,实现效益提升。
二、塑料制革工艺废气的有机污染及其对环境的影响（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、塑料制革工艺废气的有机污染及其对环境的影响（论文提纲范文）
（3）制革工业清洁生产的创新与进展（论文提纲范文）
| 引 言 |
| 1 清洁生产的概念及意义 |
| 2 制革工业中的清洁生产研究 |
| 2.1 制革工艺的清洁化 |
| 2.1.1 脱毛工艺 |
| 2.1.2 无铬鞣工艺 |
| 2.1.3 铬鞣液循环利用工艺 |
| 2.2 制革材料的清洁化 |
| 2.2.1 酶制剂 |
| 2.2.2 鞣剂 |
| 2.2.3 助剂 |
| 2.2.4 表面活性剂 |
| 2.2.5 染整材料 |
| 2.3 制革废弃物的清洁化处理 |
| 2.3.1 废液处理 |
| 2.3.2 固废处理 |
| 2.3.3 废气处理 |
| 3 总结与展望 |
（4）SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水概述 |
| 1.1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水的来源及危害 |
| 1.1.2 含Cr(Ⅵ)制革废水的处理方法 |
| 1.2 SBR工艺的研究概述 |
| 1.2.1 SBR工艺介绍 |
| 1.2.2 SBR工艺在含铬制革废水处理中的应用 |
| 1.3 正渗透(FO)膜分离技术对SBR工艺深度处理研究概述 |
| 1.3.1 FO膜分离技术介绍 |
| 1.3.2 FO工艺应用于活性污泥法的深度处理研究概述 |
| 1.4 SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水研究 |
| 1.5 本课题研究的内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 本课题研究的内容 |
| 1.5.2 本课题研究的意义 |
| 1.5.3 本课题研究的技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.2 SBR工艺实验 |
| 2.2.1 SBR实验装置 |
| 2.2.2 SBR工艺运行工况 |
| 2.2.3 SBR工艺进水水质 |
| 2.3 FO工艺实验 |
| 2.3.1 FO实验装置 |
| 2.3.2 正渗透膜 |
| 2.3.3 汲取剂 |
| 2.3.4 正渗透工艺的运行工况及进水水质 |
| 2.3.5 正渗透工艺出水提取方法 |
| 2.4 SBR-FO组合系统的运行 |
| 2.5 试验分析项目与分析方法 |
| 2.5.1 常规分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2 活性污泥分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2.1 胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.5.2.2 EPS中多糖的测定 |
| 2.5.2.3 EPS中蛋白质的测定 |
| 2.5.2.4 活性污泥含铬元素测定 |
| 2.5.2.5 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.5.3 膜污染分析指标以及分析方法 |
| 2.5.3.1 膜通量的测定 |
| 2.5.3.2 正渗透膜SEM分析 |
| 第三章 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1.1 SBR工艺对NH4+-N去除效果与分析 |
| 3.1.2 SBR工艺对COD去除效果与分析 |
| 3.1.3 SBR工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 3.1.4 SBR工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 正渗透工艺除污效能与膜污染研究 |
| 4.1 FO工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 4.2 FO工艺对COD去除效果与分析 |
| 4.3 FO工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 4.4 FO工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 4.5 FO过程膜通量变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 SBR+FO耦合工艺除污效能研究 |
| 5.1 SBR-FO耦合工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 5.2 SBR-FO耦合工艺对COD去除效果与分析 |
| 5.3 SBR+FO耦合工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 5.4 SBR+FO耦合工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 5.5 SBR+FO耦合工艺膜通量变化分析 |
| 5.6 SBR-FO工艺SEM分析 |
| 5.6.1 活性污泥SEM分析 |
| 5.6.2 正渗透膜SEM分析 |
| 5.7 SBR-FO工艺活性污泥性质分析 |
| 5.7.1 活性污泥MLSS变化情况分析 |
| 5.7.2 活性污泥容积指数变化情况分析 |
| 5.7.3 活性污泥比耗氧速率变化情况分析 |
| 5.7.4 活性污泥粒径变化分析 |
| 5.7.5 活性污泥EPS含量变化分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）广西高污染产业环境负外部性及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 一、引言 |
| (一) 选题背景 |
| (二) 选题意义 |
| 1.理论意义 |
| 2.现实意义 |
| (三) 研究方法、内容及思路 |
| 1.研究内容 |
| 2.研究方法 |
| 3.技术路线 |
| (四) 研究重点和难点 |
| (五) 论文可能存在的创新点 |
| 二、文献综述及理论基础 |
| (一) 相关概念界定 |
| 1.高污染产业 |
| 2.环境负外部性 |
| (二) 相关理论 |
| 1.产业结构优化理论 |
| 2.负外部性和边际成本理论 |
| 3.可持续发展理论 |
| 4.绿色GDP理论 |
| (三) 国内外研究现状 |
| 1.国外研究现状 |
| 2.国内研究现状 |
| 3.文献评析 |
| 三、广西高污染产业环境污染负外部性描述与评价 |
| (一) 广西规模以上高污染产业状况 |
| 1.高污染产业数量状况 |
| 2.高污染产业产值状况 |
| (二) 高污染企业“三废”污染排放情况描述与统计 |
| 1.废水污染概况 |
| 2.废气污染概况 |
| 3.固体废物污染概况 |
| (三) 对高污染产业的聚类评价 |
| 1.K-Means聚类评价的原理 |
| 2.聚类结果评价 |
| (四) 对各年高污染产业环境污染的综合评价 |
| 1.指标的选取和数据来源 |
| 2.高污染产业环境污染综合评价 |
| 四、环境污染负外部性的货币化体现 |
| (一) 政府环境治理直接成本 |
| (二) 居民健康损害成本 |
| (三) 其他社会经济成本 |
| 五、高污染产业环境负外部性影响因素分析 |
| (一) 数据的来源说明及处理 |
| 1.数据来源说明 |
| 2.指标选取及解释 |
| 3.相关数据的处理 |
| (二) 环境负外部性影响因素的实证分析 |
| 1.描述性分析 |
| 2.相关检验以及修正 |
| 3.模型结果呈现 |
| 4.总的单位环境负外部性计算 |
| 六、研究结论及政策建议 |
| (一) 主要结论 |
| 1.环境污染负外部性存在区域差异性 |
| 2.环境污染负外部性存在产业差异性 |
| 3.环境污染负外部性存在下降趋势 |
| 4.环境污染负外部性造成大量经济福利流失 |
| 5.不同因素与环境负外部性的相关性有所差异 |
| (二) 政策建议 |
| 1.区域差异化管理 |
| 2.制定产业差异化的环境制度 |
| 3.优化产业结构 |
| 4.积极引进高质量FDI |
| 5.优化能源消费结构 |
| 6.促进生产技术改造 |
| 7.建立民间监督机构 |
| (三) 研究不足与展望 |
| 1.本文研究不足 |
| 2.本文研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文目录 |
| 致谢 |
（6）皮革及其终端产品的全生命周期评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究的主要内容及研究方法 |
| 1.3 国内外的研究进展 |
| 1.3.1 生命周期评价的概念 |
| 1.3.2 生命周期评价的发展历程 |
| 1.3.3 生命周期评价LCA的主要软件工具 |
| 1.3.4 生命周期影响评价的主要方法 |
| 1.3.5 生命周期的研究机构 |
| 1.3.6 国外生命周期的研究进展 |
| 1.3.7 国内生命周期的研究进展 |
| 1.4 论文的技术路线 |
| 2 皮革行业环境影响评价研究 |
| 2.1 eFootprint软件及其环境影响评价指标 |
| 2.2 制革行业概述 |
| 2.2.1 国内制革行业概述 |
| 2.2.2 国外制革行业概述 |
| 2.3 传统铬鞣制革数据清单及环境影响评价 |
| 2.3.1 铬鞣制革工序 |
| 2.3.2 国内传统铬鞣制革LCA结果及解释 |
| 2.3.3 国外传统铬鞣制革LCA结果及解释 |
| 2.3.4 国内外传统铬鞣制革LCA结果对比及解释 |
| 2.4 制鞋行业概述 |
| 2.4.1 国内制鞋行业的运行情况 |
| 2.4.2 国内制鞋工业典型产品及生产工艺 |
| 2.5 冷粘鞋数据清单及环境影响评价 |
| 2.5.1 冷粘鞋的LCI清单 |
| 2.5.2 冷粘鞋的LCIA结果 |
| 2.5.3 冷粘鞋的LCA结果解释 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 制革生命周期评价研究 |
| 3.1 案例企业概况 |
| 3.2 实验用主要药品、仪器及设备 |
| 3.2.1 主要药品清单 |
| 3.2.2 主要仪器清单 |
| 3.2.3 主要设备清单 |
| 3.3 传统铬鞣羊皮数据的收集及处理 |
| 3.3.1 水质检测方法 |
| 3.3.2 传统铬鞣工艺流程 |
| 3.3.3 传统铬鞣工艺LCI各工段水质检测清单 |
| 3.3.4 传统铬鞣制革各工段I/O清单分析 |
| 3.3.5 传统铬鞣的LCA结果及解释 |
| 3.4 逆转工艺羊皮数据的收集及处理 |
| 3.4.1 逆转铬复鞣工艺流程 |
| 3.4.2 逆转工艺LCI各工段水质检测清单 |
| 3.4.3 逆转工艺羊皮制革各工段I/O清单分析 |
| 3.4.4 逆转工艺的LCA结果及解释 |
| 3.5 无铬鞣羊皮数据的收集及处理 |
| 3.5.1 无铬鞣工艺流程 |
| 3.5.2 无铬鞣工艺各工段I/O清单分析 |
| 3.5.3 无铬鞣的LCA结果及解释 |
| 3.6 三种制革工艺的LCA结果比较 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 制鞋生命周期评价研究 |
| 4.1 案例企业的概况 |
| 4.2 清单数据 |
| 4.2.1 女士休闲鞋数据清单 |
| 4.2.2 女士凉鞋数据清单 |
| 4.2.3 女士短靴数据清单 |
| 4.3 数据的缺失或误差处理 |
| 4.4 影响评价和结果解释 |
| 4.4.1 女士休闲鞋的影响评价 |
| 4.4.2 女士凉鞋的影响评价 |
| 4.4.3 女士短靴的影响评价 |
| 4.5 三款鞋的LCA特征化结果比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 皮革终端产品的全生命周期综合评价 |
| 5.1 产品的介绍 |
| 5.2 产品的技术代表性选择 |
| 5.3 产品LCA的数据集开发 |
| 5.3.1 目标与范围的确定 |
| 5.3.2 实景过程清单数据 |
| 5.3.3 生命周期影响评价 |
| 5.3.4 生命周期结果解释 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 层次分析法与LCA评价方法的综合运用 |
| 6.1 评价方法的选择 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 生态环境分析方法 |
| 6.2.2 Eco-indicator99和CML2001评估分析 |
| 6.3 结果分析与讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A: 缩写 |
| 附录B: 鞋用胶粘剂及处理剂的成分组成 |
| 附录C: 制革主要设备清单 |
| 附录D: 制鞋主要设备清单 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（7）我国工业VOCs集中处理生命周期评价及技术经济研究（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 |
| 1.2.1 VOCs废气处理技术研究 |
| 1.2.2 环境治理工程生命周期评价研究 |
| 1.2.3 环境治理工程成本-效益分析研究 |
| 1.2.4 主要启示 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 理论基础与模型方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 外部性理论 |
| 2.1.2 可持续发展理论 |
| 2.2 模型方法 |
| 2.2.1 生命周期评价方法 |
| 2.2.2 成本效益分析方法 |
| 第3章 工业VOCs废气排放与治理现状 |
| 3.1 VOCs来源及危害 |
| 3.1.1 VOCs来源及特征 |
| 3.1.2 VOCs的危害 |
| 3.2 工业VOCs排放现状 |
| 3.2.1 VOCs生产环节 |
| 3.2.2 VOCs储运环节 |
| 3.2.3 VOCs原料的使用环节 |
| 3.2.4 含VOCs产品使用环节 |
| 3.3 工业VOCs治理存在的问题 |
| 3.3.1 处理难度大 |
| 3.3.2 监管难度大 |
| 3.3.3 政策法规不完善 |
| 3.4 工业VOCs集中处理的必要性分析 |
| 3.4.1 提高VOCs减排效果 |
| 3.4.2 利于经济可持续发展 |
| 3.4.3 便于监督管理 |
| 第4章 工业VOCs废气集成处理工艺设计 |
| 4.1 工业VOCs废气集成处理工艺方案 |
| 4.1.1 污染源VOCs构成及风量设定 |
| 4.1.2 设计原则和依据 |
| 4.1.3 工艺选择及材料选配 |
| 4.2 工业VOCs废气集成处理单元设计 |
| 4.2.1 集气罩与过滤棉装置 |
| 4.2.2 吸附装置 |
| 4.2.3 催化燃烧与热回用装置 |
| 4.2.4 冷凝回收装置 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 工业VOCs废气集成处理系统建模与模拟 |
| 5.1 工业VOCs废气集成处理技术识别 |
| 5.2 工业VOCs废气集成处理系统建模 |
| 5.2.1 VOCs生成单元 |
| 5.2.2 活性炭吸附单元 |
| 5.2.3 分子筛吸附单元 |
| 5.2.4 催化燃烧单元 |
| 5.2.5 冷凝回收单元 |
| 5.3 工业VOCs废气集成处理系统技术性能分析 |
| 5.3.1 活性炭吸附-催化燃烧 |
| 5.3.2 分子筛吸附-催化燃烧 |
| 5.3.3 活性炭吸附-冷凝回收 |
| 5.3.4 分子筛吸附-冷凝回收 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 VOCs集成处理过程生命周期环境影响分析 |
| 6.1 VOCs集成处理过程生命周期分析框架 |
| 6.2 生命周期目标与范围定义 |
| 6.3 工业VOCs处理技术组合情景设置 |
| 6.4 生命周期清单分析 |
| 6.5 能量平衡 |
| 6.6 敏感性分析 |
| 6.7 生命周期环境影响评价 |
| 6.7.1 气候变化影响 |
| 6.7.2 化石能源消耗影响 |
| 6.7.3 人类毒性潜势影响 |
| 6.7.4 颗粒物形成影响 |
| 6.7.5 陆地生态毒性影响 |
| 6.7.6 淡水生态毒性影响 |
| 6.7.7 陆地酸化 |
| 6.7.8 淡水富营养化 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 工业VOCs废气集中处理经济可行性分析 |
| 7.1 工业VOCs废气集中化处理模式分析 |
| 7.1.1 直接集中法 |
| 7.1.2 “一拖多”集中法 |
| 7.2 情景设置与处理单元设计 |
| 7.2.1 BS情景下VOCs处理单元设计 |
| 7.2.2 ERS情景下VOCs处理单元设计 |
| 7.2.3 MRS情景下VOCs处理单元设计 |
| 7.3 工业集中区VOCs废气集中处理经济分析 |
| 7.3.1 工业VOCs废气处理情景经济分析方法 |
| 7.3.2 直接集中方案和一拖多集中方案成本对比分析 |
| 7.3.3 一拖多集中方案与分散化方案的成本对比分析 |
| 7.3.4 三种情景下VOCs处理成本效益分析 |
| 7.3.5 三种情景下VOCs处理成本分解分析 |
| 7.4 工业集中区VOCs集中处理的政策建议 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 本文主要结论 |
| 8.2 论文创新点 |
| 8.3 研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）有色冶炼废渣及污泥中砷固定化效应与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 含砷固体废物来源及危害 |
| 1.1.2 砷有效性及影响因素 |
| 1.1.3 场地修复主要处理技术应用现状 |
| 1.1.4 含砷固废固定化材料研究进展 |
| 1.1.5 砷固定化效果评估方法 |
| 1.1.6 固砷机理微观表征手段 |
| 1.2 存在的问题 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 不同固定化材料对铜冶炼废渣As的固定效果及机制 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 测定与分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 砷渣理化性质 |
| 2.2.2 不同材料对废渣中As的固定化效果评估 |
| 2.2.3 As的连续提取化学形态分析 |
| 2.2.4 亚铁对废渣As固定的微观机理解析 |
| 2.3 小结 |
| 3 不同固定化材料对铅锌冶炼废渣Zn、Cd和As的固定效应 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 测定和分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同材料对1#废渣的固定化效应 |
| 3.2.2 不同材料对2#废渣的固定化效应 |
| 3.3 小结 |
| 4 不同固定化材料对硫铁矿废渣Zn、Cd、As的固定效应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 单一稳定剂 |
| 4.2.2 无机-无机组合处理 |
| 4.3 小结 |
| 5 不同固定化材料对水处理污泥中As的固定效果及机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试原料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 供试污泥As浸出和结合态分布特性分析 |
| 5.2.2 不同固定化材料对污泥中As的固定效果 |
| 5.2.3 不同固定化材料对污泥As结合态的影响 |
| 5.2.4 不同固定化处理对污泥中As价态分布的影响 |
| 5.2.5 不同投加量的FeCl_3对污泥As浸出浓度的影响 |
| 5.2.6 FeCl_3复配水泥对污泥As浸出的影响 |
| 5.3 小结 |
| 6 强化固砷效果的As(Ⅲ)预氧化技术研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试原料 |
| 6.1.2 试验方法 |
| 6.1.3 分析方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 废渣氧化结果 |
| 6.2.2 砷泥氧化结果 |
| 6.3 小结 |
| 7 经济技术效益分析 |
| 7.1 工艺技术路线 |
| 7.1.1 含砷废渣固定化处理工艺 |
| 7.1.2 高砷污泥固定化及效果强化处理工艺 |
| 7.2 经济技术效益分析 |
| 7.2.1 含砷废渣固定化处理成本 |
| 7.2.2 高砷污泥强化固定化处理成本 |
| 7.3 处理技术工艺的推广应用前景 |
| 7.4 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 总论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）生产性消费的伦理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一节 问题的提出 |
| 第二节 国内外研究现状 |
| 一、国外学者的研究源流 |
| 二、国内研究状况 |
| 第三节 研究构架与方法 |
| 一、结构体系 |
| 二、研究方法 |
| 第四节 可能的创新与存在的不足 |
| 一、创新点 |
| 二、存在的不足 |
| 第一章 生产性消费的伦理失范问题 |
| 第一节 消费与生产性消费伦理的阐释 |
| 一、消费的界定与分类 |
| 二、生产性消费伦理的释义 |
| 第二节 生产性消费异化导致伦理失范 |
| 一、生产性消费模式的历史演变 |
| 二、生产性消费的异化 |
| 三、生产性消费的内在矛盾与伦理约束 |
| 第三节 生产性消费伦理失范造成的生态困境 |
| 一、世界范围内自然界的破怀 |
| 二、中国面临的生态危机 |
| 第二章 生产性消费伦理失范的理性反思 |
| 第一节 人类中心主义“反自然”观主导下的生态伦理失范 |
| 一、人类中心主义及其评价 |
| 二、人类中心主义“反自然”性伦理失范的表现 |
| 第二节 “资本逻辑”主导下的经济伦理失范 |
| 一、“资本逻辑”阐释及其影响 |
| 二、“资本逻辑”主导下经济伦理失范的表现 |
| 第三节 工业文明“线性非循环”思维下的实践伦理失范 |
| 一、“线性非循环”思维的伦理缺失 |
| 二、“线性非循环”思维主导的工业文明生产方式不可持续 |
| 第三章 生产性消费伦理的基本原则与实践模式 |
| 第一节 生产性消费伦理的基本原则 |
| 一、可持续发展原则 |
| 二、适度消费原则 |
| 三、整体性原则 |
| 第二节 生产性消费伦理的实践模式 |
| 一、循环经济模式 |
| 二、再生资源产业模式 |
| 三、绿色消费模式 |
| 第四章 生产性消费伦理的价值维度 |
| 第一节 经济伦理维度 |
| 一、经济行为的德性体现 |
| 二、生产性消费领域的生态体现 |
| 三、效益统一与环境协调 |
| 第二节 生态伦理维度 |
| 一、人与自然和谐相处的生态理想论 |
| 二、人与自然的和谐是社会稳定的基础 |
| 三、人与自然的物质变换是生产性消费的本质 |
| 第三节 社会价值维度 |
| 一、社会稳定 |
| 二、社会和谐 |
| 三、社会与自然和谐 |
| 第四节 人本价值维度 |
| 一、人与社会的和谐 |
| 二、人自身的和谐 |
| 三、人的自然解放 |
| 第五章 生产性消费伦理的道德主体 |
| 第一节 企业的道德主体地位 |
| 一、企业是生产性消费的道德主体 |
| 二、企业是“经济实体”和“伦理实体”的统一 |
| 三、塑造人格化的企业伦理 |
| 四、企业伦理与企业发展辩证统一 |
| 第二节 政府的道德主体地位 |
| 一、政府职能与伦理责任 |
| 二、政府生产性消费伦理责任适用范围与表现形式 |
| 三、生态型政府的建立 |
| 第三节 个体的道德主体地位 |
| 一、个体之道德主体地位的确立 |
| 二、道德主体对自然界的认知 |
| 三、道德主体身份的转换 |
| 第六章 生产性消费伦理的构建 |
| 第一节 道德教化 |
| 一、道德教化的内涵 |
| 二、道德教化的功能 |
| 三、道德教化的路径 |
| 第二节 理性转换 |
| 一、理性的释义 |
| 二、经济理性批判 |
| 三、经济理性向生态理性的转换 |
| 第三节 文化认同 |
| 一、文化认同的含义解读 |
| 二、文化认同的内在要求 |
| 三、文化认同的实践路径 |
| 第四节 制度保障 |
| 一、伦理制度 |
| 二、法律制度 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的主要论文及着作 |
| 致谢 |
（10）江苏省工业用地效益分析与行业差异研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景、研究目的与意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究目的 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 分析框架与研究内容 |
| 1.2.1 分析框架 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.3 研究方法与技术路线 |
| 1.3.1 研究方法 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 数据说明 |
| 1.4.1 数据来源 |
| 1.4.2 数据处理 |
| 1.5 创新与不足 |
| 1.5.1 创新之处 |
| 1.5.2 不足之处 |
| 第2章 国内外研究综述 |
| 2.1 工业用地效益评价研究进展 |
| 2.1.1 工业用地效益评价的缘起 |
| 2.1.2 工业用地效益评价的内容与方法 |
| 2.2 工业用地效益核算研究进展 |
| 2.2.1 工业用地经济效益核算 |
| 2.2.2 工业企业社会责任费用核算 |
| 2.2.3 工业环境成本核算 |
| 2.3 简要评述 |
| 第3章 概念辨析与基础理论 |
| 3.1 相关概念辨析 |
| 3.1.1 工业用地 |
| 3.1.2 效益 |
| 3.1.3 工业用地效益 |
| 3.1.4 工业用地效益评价 |
| 3.1.5 工业用地绿色效益 |
| 3.2 基础理论 |
| 3.2.1 土地区位理论 |
| 3.2.2 土地复合系统理论 |
| 3.2.3 地租地价理论 |
| 3.2.4 土地报酬递减理论 |
| 3.2.5 外部性理论 |
| 3.2.6 工业生态学理论 |
| 3.3 工业用地效益的特点与构成 |
| 3.3.1 工业用地效益特点 |
| 3.3.2 工业用地效益系统构成 |
| 第4章 工业用地效益评价体系构建 |
| 4.1 工业用地效益评价原则与一般过程 |
| 4.1.1 评价原则 |
| 4.1.2 工业用地效益评价一般过程 |
| 4.2 工业用地效益评价指标体系构建 |
| 4.2.1 指标体系概述 |
| 4.2.2 指标体系建立的原则 |
| 4.2.3 评价体系确定 |
| 4.2.4 评价指标初选 |
| 4.2.5 评价指标说明与计算 |
| 4.2.6 指标筛选 |
| 4.3 工业用地效益评价指标权重的确定 |
| 4.3.1 指标权重定义及分类 |
| 4.3.2 指标权重确定方法选择 |
| 4.3.3 指标权重确定 |
| 4.4 工业用地效益评价方法评析与确定 |
| 4.4.1 评价方法评析 |
| 4.4.2 评价方法确定 |
| 第5章 工业用地绿色效益核算方法探索 |
| 5.1 工业用地绿色效益核算的意义 |
| 5.1.1 反映工业用地真实效益 |
| 5.1.2 完善土地利用评价体系 |
| 5.1.3 参与和环境有关的决策和政策制定过程 |
| 5.1.4 对比验证评价结果 |
| 5.2 工业用地绿色效益核算的思路与方法 |
| 5.2.1 工业用地绿色效益核算技术难点 |
| 5.2.2 工业用地绿色效益核算基本思路 |
| 5.2.3 工业用地绿色效益核算方法 |
| 第6章 江苏省分行业工业用地效益评价与绿色效益核算 |
| 6.1 江苏省工业用地的现状分析 |
| 6.1.1 江苏省工业发展总体特点 |
| 6.1.2 江苏省开发区与工业企业用地情况 |
| 6.1.3 工业行业空间集聚情况 |
| 6.1.4 江苏省工业用地存在的主要问题 |
| 6.2 江苏省分行业用地效益评价 |
| 6.2.1 评价指标体系及权重确定 |
| 6.2.2 单个评价指标分行业差异分析 |
| 6.2.3 评价结果分析 |
| 6.3 江苏省分行业用地绿色效益核算 |
| 6.3.1 绿色效益核算基础数据处理 |
| 6.3.2 工业用地绿色效益核算结果 |
| 6.4 两种分析方法计算结果的比较 |
| 6.4.1 分析结果对比情况 |
| 6.4.2 分析方法异同比较 |
| 第7章 主要结论与对策建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 对策和建议 |
| 7.2.1 政府部门科学管理角度的对策建议 |
| 7.2.2 企业可持续发展角度的对策建议 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间参与科研项目与论文发表情况 |
| 致谢 |
四、塑料制革工艺废气的有机污染及其对环境的影响（论文参考文献）
- [1]南平市人民政府办公室关于印发南平市生态环境准入清单的通知[J]. 南平市人民政府办公室. 南平市人民政府公报, 2021(05)
- [2]广州市人民政府关于印发广州市“三线一单”生态环境分区管控方案的通知[J]. 广州市人民政府. 广州市人民政府公报, 2021(S2)
- [3]制革工业清洁生产的创新与进展[J]. 刘鹏杰,宋影,马诗杰,李晓陇. 中国皮革, 2020(12)
- [4]SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水[D]. 陈柱良. 广州大学, 2020(02)
- [5]广西高污染产业环境负外部性及其影响因素研究[D]. 傅强生. 广西师范大学, 2020(07)
- [6]皮革及其终端产品的全生命周期评价研究[D]. 范闪. 陕西科技大学, 2020(01)
- [7]我国工业VOCs集中处理生命周期评价及技术经济研究[D]. 刘宇彤. 吉林大学, 2019(02)
- [8]有色冶炼废渣及污泥中砷固定化效应与机制研究[D]. 于冰冰. 中国矿业大学(北京), 2020(04)
- [9]生产性消费的伦理研究[D]. 古璇. 东南大学, 2018(01)
- [10]江苏省工业用地效益分析与行业差异研究[D]. 杨兴典. 南京农业大学, 2018(07)