一、煤燃烧中汞与含氯气体的反应机理研究（论文文献综述）
路成刚[1]（2021）在《污水处理厂污泥焚烧中四种重金属与典型有机物气相反应机理研究》文中提出随着经济的发展和城镇化进程的加快,工业和生活污水产生量日益增加,伴随而生的工业和市政污泥产生量也与日剧增。目前,焚烧是最普遍的污泥处理方法之一。由于污泥中特别是工业污泥中含有大量重金属和有机物,因此,研究焚烧环境下重金属的迁移转化路径以及重金属与有机物的反应机理,对于污泥焚烧过程中和焚烧后的污染控制与环境治理具有至关重要的意义。本论文在调查分析污泥焚烧技术应用及机理研究现状的基础上,遴选确定出四种典型重金属（即:汞Hg、镉Cd、锡Sn和铅Pb）和六种典型有机物（即:甲烷CH4、甲醇CH3OH、甲醛HCHO、甲酸HCOOH、苯C6H6和苯酚C6H5OH）。采用量子化学计算方法中B3LYP和M062X两种密度泛函理论,研究了四种重金属与六种典型有机物的气相反应机理、电子结构几何优化和反应热力学性质,揭示了污水处理厂污泥焚烧中重金属与典型有机物气相反应机理。对这些反应中的能垒和产物稳定性进行了精确计算与比较,验证了量子计算结果与焚烧实验数据的一致性。主要结论如下:（1）Hg与六种有机物的反应通过Hg的插入机理,将Hg分别插入C-H、C-O/C=O和H-O键生成16种可能的反应产物CH3HgH、CH3OHgH、CH3HgOH、HHgCH2OH、HCOHgH、CH2HgO、HHgCOOH、HOCHHgO、HCOOHgH、HCOHgOH、C6H5HgH、C6H5OHgH、C6H5HgOH、m-HHgC6H4OH、o-HHgC6H4OH和p-HHgC6H4OH。结果显示,与这些反应有关的所有过渡态相对能量都很高,数值约为几百k J/mol,并且与初始反应物相比,所有产物在热力学上都更不稳定,因此,Hg将以单质形式直接被排放到大气中。当焚烧过程中供给过量氧气时,Hg将首先被氧化为HgO,而HgO不能与CH4反应,与其余五种有机物反应仅有一条通道存在,在HgO插入C-H或O-H键的情况下,反应生成的最终产物分别是CH3OHgOH、HCOHgOH、HOCOHgOH、C6H5HgOH和o-HOHg C6H4OH;其对应过渡态的相对能量在4.9～36.4 k J/mol之间变化,且反应最终产物的形成过程均是放热的。因此,在氧气充足的情况下,Hg与有机物的反应活性相对更高。（2）Cd与六种典型有机物的反应机理与Hg类似,也是通过Cd插入方式发生反应并产生相似的产物。所有产物的相对稳定性（即相对能量ΔE）从最稳定到最不稳定的顺序为CH3CdOH>C6H5OCd H>C6H5CdOH>HCOOCd H>CH3OCd H>HCd COOH>HCOCd H>o-HCd C6H4OH～m-HCd C6H4OH～p-HCd C6H4OH>C6H5Cd H>CH3Cd H>HCOCdOH>HCd CH2OH>HOCHCdO>HCHCdO。反应所涉及的能垒高度在180～630 k J/mol之间变化。CdO则通过一个插入反应通道与这些有机物（除甲烷以外）进行反应,每个反应的能垒都比较低,数值在-6.0～82 k J/mol之间,因此,污泥焚烧过程中供应足量的氧气有助于将Cd收集到焚烧灰分的有机镉化合物中,且将灰分进行有效的二次处理对于减少环境中Cd的污染是非常有益的。（3）Sn与六种典型有机物的反应以与Hg和Cd相似的反应方式进行,并生成类似的产物。但是,Sn与六种典型有机物的反应产物比Hg和Cd的更加稳定,且能垒更低。对于Sn与C6H6和C6H5OH的反应,其对应过渡态的相对能量分别为27和8.5 k J/mol,因此这些反应很容易发生。在氧气充足的情况下,SnO与C6H6的反应将需要跨越较高的能垒才能发生;而SnO与CH3OH、HCHO、HCOOH和C6H5OH的反应的能垒相对较低。因此,经过焚烧之后的Sn将以有机锡化合物而不是单质Sn的形式聚集在焚烧底渣或飞灰中。（4）Pb与六种选定有机物的反应也是通过插入机制发生的,从而形成与Sn反应类似的产物,并且所有产物都相对稳定。由于Pb与C6H6和C6H5OH的反应能垒相对较低,因此这些反应更容易在贫氧条件下发生。在提供氧气的情况下,PbO与有机物（除CH4外）的反应能垒由低到高的顺序依次为CH3OH<HCOOH<HCHO<C6H5OH<C6H6,反应产物的稳定性顺序与反应能垒高度相一致。而且,从反应产物的稳定性和反应能垒方面来看,PbO与CH3OH、HCOOH和HCHO反应比Pb和有机物更容易发生,因此,在富氧工况下,这三种有机物可将Pb以有机化合物的形式沉积于焚烧底渣或焚烧飞灰中。（5）二价金属氧化物HgO、CdO、SOn和PbO与六种典型有机物反应所形成产物的稳定性（相对能量）从最稳定到最不稳定顺序依次为Sn>Pb>Cd>Hg。形成上述化合物的能垒从高到低依次为Hg>Cd>Pb>Sn,这与反应产物的稳定性相一致。在氧气充足的情况下,反应产物CH3OMOH、C6H5MOH和o-HOMC6H4OH（M=Hg、Cd、Sn和Pb）的稳定性从最稳定到最不稳定的顺序依次为Cd>Hg>Sn>Pb。而对于反应产物HCOMOH和HOCOMOH（M=Hg、Cd、Sn和Pb）,其稳定性从最稳定到最不稳定的顺序则依次为Cd>Hg>Pb>Sn。此外,HgO和CdO与有机物反应较难形成CH3OMOH、HCOMOH和HOCOMOH（M=Hg和Cd）,而SnO和PbO难以与C6H6和C6H5OH发生反应。（6）验证实验结论表明,气质联用色谱测定的物质定量趋势与量子计算中的反应能垒基本相一致,即反应能垒越低,气质联用色谱测定含量相对越高。最重要的是焚烧之后气态反应物苯的残留量较高,这与苯的反应能垒远高于甲醇的量子计算研究结论相吻合。焚烧后的有机物结合态（OM）重金属含量较焚烧前有明显增加,说明在焚烧过程中可能有重金属有机化合物形成,同时,Cd的有机物结合态（OM）增加量略大于Pb,这也与量子计算中的反应能垒基本相一致,即反应能垒越低,重金属有机化合物的生成量相对越多。
陈文洋[2]（2020）在《燃烧过程中重金属砷的均相反应动力学研究》文中提出煤燃烧、污泥和垃圾焚烧会产生大量的重金属,排放到大气中对环境和人体会造成危害,重金属砷具有极强的污染性和毒性。燃烧过程中砷等有毒痕量元素的污染问题已经引起广泛关注,而迄今为止关于砷的反应机理及转化路径尚不清楚,砷的反应动力学参数更是严重匮乏,从本质上揭示燃烧过程中砷的反应机理对提出砷的控制策略具有重要意义,本论文针对砷的反应动力学进行了深入研究。计算了高温燃烧过程烟气中的砷与氧,氯及水蒸气的反应组分热力学数据。应用量子化学计算方法对部分As与H/O/Cl的化合物进行了几何优化和频率分析,计算了它们在298K的标准摩尔生成焓,并将AsO、AsCl3和AsH3在不同温度下的标准摩尔生成焓和标准熵的计算值与实验值做了对比,结果证明应用量子化学方法研究砷的反应机理具有很强的可行性。利用经典过渡态原理以及量子化学密度泛函B3LYP方法,对燃烧过程中砷的氧化、氯化和与水反应的26个均相反应的微观反应机理进行了研究,对反应过程中的各个驻点,即反应物、产物、过渡态和中间体的几何构型进行了优化计算、能量计算和频率分析,通过频率分析对所求得的过渡态进行了确认,并得到298K下基元反应的能垒。在此基础上,采用经典过渡态理论（TST）计算出500K-2000K温度范围内的各个基元反应的反应速率常数k,并通过非线性拟合得到了该温度范围内的动力学参数。比较了砷与氯反应的速率常数,结果表明Cl2对砷化合物的氧化效果要优于HCl。比较了 AsOOH与H原子反应的三条反应通道,发现H与O原子直接相接形成OH的能垒最小,反应最容易发生;H与AsOOH的H原子反应生成H2的能垒最大,最难发生。比较了砷氧化物和砷的氢氧化物与H的反应速率常数,结果表明H接O的反应速率要快于H夺取OH的反应速率。建立了 As/O/H/Cl系统均相反应动力学模型,研究了温度、H2O浓度、氯浓度对As转化的影响。热力学平衡模拟表明As在1000K以下主要以As4O6形式存在,在1000K以上主要为AsO和AsO2。动力学计算结果表明,在As/O系统中,温度在1300K以下时As的主要存在形式为As2O3,1300K以上为AsO;在As/O/Cl/H系统中,As在1200K以上主要为AsCl3,在1200K以下主要为AsOOH。H2O能促进砷氧化物转化为AsOOH,随着温度升高,H2O的影响明显增强;Cl2浓度超过5ppm时,对As的氯化效果急剧增加。
闫傲[3]（2020）在《燃煤烟气中以As和AsO为前驱物的As2O3生成及转化理论研究》文中认为砷是燃煤烟气中的类金属污染物质,具有致癌、毒性大等特点,排放到大气中对环境及人身体健康危害极大。生态环境部陆续发布了《砷污染防治技术》等政策,对含砷燃煤使用、燃煤电厂与燃煤工业锅炉的污染防治和管理工作提出了明确要求。由于实验条件的限制,并且在燃煤燃烧过程中砷含量较少,反应迅速,通过实验手段很难完成精确探究,开展对燃煤烟气中砷的相关理论研究,可为燃煤锅炉污染物控制技术提供一定的理论支持。因此本文应用密度泛函理论和过渡态理论对燃煤烟气中以As和AsO为前驱物的As2O3生成及转化机理进行研究,并运用热力学和动力学方法对反应过程进行深入分析,结果如下:（1）由As和AsO与O2均相生成As2O3的最大反应能垒分别为7.8kcal/mol和37.6kcal/mol,在烟气中由As与O2转化为As2O3更为容易进行。由As和AsO与SO2均相生成As2O3的最大反应能垒分别为24.9kcal/mol和41.3kcal/mol,同样在烟气中由As与SO2转化为As2O3更为容易进行。当在SO2和O2共同作用下As和AsO均相生成As2O3的最大反应能垒分别为13.9kcal/mol和38.6kcal/mol,反应能垒均低于SO2单独作用,高于O2单独作用,SO2在此过程中作为负催化剂,提高了与O2单独作用反应能垒,使反应更难发生。（2）在O2、O3、SO2条件下As2O3→As2O5经过最大的反应能垒分别为33.3kcal/mol、22.2kcal/mol、36.3kcal/mol,向As2O5转化的难易程度排序为SO2>O2>O3,在与O3反应时最易进行,克服较小能垒即可发生。（3）在500-1900K,各反应的正逆反应速率常数均随温度的提高而增大,但不同反应过程受温度影响的程度不同,平衡常数根据吸放热反应的不同随温度变化趋势也不同,从反应进行的程度方面分析可知在O2单独作用时As2O3的转化率相比于SO2、SO2和O2共同作用时的转化率均较高,SO2的存在不仅增大了反应进行的难度同时降低了反应的转化率。（4）在As2O3转化的反应过程中,正反应速率常数大小在各温度下为O2>O3>SO2,逆反应速率常数大小为SO2>O2>O3。对平衡常数进行分析,As2O3在与O2、SO2反应时转化程度相差不大,转化率均较低,而与O3反应时,平衡常数<10-5,反应很难正向进行,可知,在本文研究的路径下As2O5均很难大量转化。
闫傲,张月,王春波,白涛,赵斌[4]（2020）在《O2对燃煤烟气中As2O3均相反应生成途径影响研究》文中提出应用量子化学密度泛函理论研究了燃煤烟气中As和AsO与O2均相生成As2O3的反应机理。首先计算确定了各反应物、中间体、过渡态和产物的结构和能量,然后运用热力学和动力学方法对As2O3均相生成过程进行分析。结果表明,由As和AsO与O2均相生成As2O3的最大反应能垒分别为32.9和157.2 k J/mol,在烟气中由As转化为As2O3更为容易进行。在500-1900 K下,各反应的正逆反应速率常数均随温度的提高而增大,但不同反应过程受温度影响的程度不同。As与O2反应生成AsO和AsO2的两个反应过程的平衡常数在所研究的温度范围内均大于105,能完全反应,可以认为是单向反应。AsO与O2反应生成AsO2的过程平衡常数在所研究的温度范围内小于105,反应不完全,转化率低。AsO与AsO2生成As2O3（D3H）构型的平衡常数极低,反应难以进行,而生成As2O3（GAUCHE）构型反应能垒低,可自发进行。
高明刚,陈朋,张欣涛,宋鸣航,刘永卓[5]（2019）在《煤转化过程中汞的排放与控制研究进展》文中研究指明汞对人类和环境的危害巨大,而煤中汞的排放是人为汞排放的主要污染源,引起国际国内的广泛重视。基于煤中汞的赋存形态和分布,本文对煤燃烧、煤气化以及煤化学链燃烧/气化过程中的汞的排放进行了综述,对比了传统煤燃烧过程的燃烧前脱汞、燃烧中脱汞、燃烧后脱汞。作为新型的煤转化方式,煤化学链燃烧/气化具有能效高、污染物协同脱除等优势,对煤化学链转化过程中S、N、Hg等污染物的协同脱除以及基于化学链技术的汞脱除方法需要进一步研究。
季鹏[6]（2017）在《垃圾电厂中氯汞代二恶英形成机理研究》文中研究说明利用量子化学计算方法,对多种氯代氯汞苯酚进行分析研究,找出合适的前驱物,进而更加深入研究多氯代氯汞代二恶英的气相反应机理。揭示出反应的内在规律,为后续对多氯代氯汞代二恶英的相关研究提供了理论基础。应用量子化学程序Gaussian09软件的B3LYP算法,选用SDD基组计算汞元素,对于除Hg外的非金属元素,如C、H、O,Cl选取6-31+G（d,p）基组,优化出每种中间体、产物、过渡态以及反应物的能量最低结构。依据过渡态理论,用动力学参数计算出最佳途径的反应活化能。采用量子化学计算方法对15种氯代氯汞代二恶英的几何结构进行优化,得到最低能量的几何构型,利用键长与键能之间的关系得出2,3,7,8-四氯汞代二恶英和2,3,7,8-四氯汞代呋喃构型最不稳定。利用Gaussian09对这两种结构进行了1000K温度下BOMD分子动力学计算,得出这15种氯代氯汞代二恶英都是热力学稳定的物质。依据密度泛函理论,研究4种氯代氯汞苯酚与H及·OH的反应原理。计算O-H键断裂过程的反应热,得出氯汞基的取代基数量与多氯代氯汞苯酚中O-H键的强度存在负相关性。当氯汞基与羟基间位分布时,O-H键断裂过程的反应热比对位分布时低,O-H键强度也比后者低,反应活性高。利用H原子抽取羟基中H时反应热范围为-305-215 kcal/mol,利用OH自由基抽取羟基中H时反应热范围为-176-129kcal/mol。·OH比H能更高效的抽取羟基上的H。应用量子化学B3LYP方法详细研究了垃圾电厂中以4种氯代氯汞代苯氧自由基作为前驱物,组合成9种反应物通过81种反应途径生成50种多氯代氯汞代二恶英/呋喃。计算出每种基元反应的反应热以及温度在298.15K1500K内的动力学参数,根据过渡态理论（CVT/TST）,得出最佳反应活化能。得知14种以2、3、7,8为取代位置的多氯代氯汞代二恶英/呋喃的形成机理。氯代氯汞代苯氧自由基二聚反应生成二恶英时,闭环反应或分子内消H反应是反应决定性步骤。生成呋喃时,决定性步骤是OH消除反应。生成二恶英时最佳反应途径活化能在329.46341.59kcal/mol范围内,生成呋喃时最佳反应途径活化能在325.54371.26 kcal/mol范围内。相同反应物反应生成二恶英的活化能比生成呋喃时的活化能低。
殷立宝,余亮英,徐齐胜,熊扬恒[7]（2014）在《氯、氟离子对烟气中汞形态和分布的影响》文中进行了进一步梳理在100kPa、50950℃的条件下,采用化学热力平衡分析方法研究了煤燃烧过程中F离子和Cl离子对痕量元素汞的形态及其分布的影响。结果表明:在煤燃烧的较高温度区域,单质汞是汞的主要形式;随着烟气温度的降低,单质汞将发生化学反应生成二价汞的化合物,形式主要为HgCl2（g）;氯离子含量的增加可以增强汞的蒸发,有利于排放控制,而氟元素对汞在烟气中的行为特性几乎无影响。
杜雯[8]（2014）在《铜基改性吸附剂脱汞机理研究》文中认为由于汞易挥发并且具有强烈的神经毒性和生物富集性，因此大气汞污染成为当今世界上最受关注的环境问题之一。化石燃料燃烧是世界上最大的人为汞排放源，因此近年来针对燃煤电厂汞排放的环保法规日趋严格。仅依靠现有的污染物控制设备难以达到高效脱汞的环保要求，需要使用吸附剂喷射技术来控制汞排放。研发高效廉价的汞吸附剂对燃煤电厂脱汞具有重大意义。本文分别选取CuCl2和CuOx为活性物质，以中性氧化铝、人造沸石和活性炭为载体，以湿浸渍法制作了铜基改性吸附剂，并在固定床反应系统上对其脱汞性能进行了研究。实验在60-300°C的温度和不同的模拟烟气气氛下进行，对改性吸附剂的汞氧化率和汞吸附率进行了测试。采用BET、XRD、TEM等表征分析手段对改性吸附剂的比表面积、总孔容、载体表面晶体结构与形貌等进行了分析。采用XPS与TPR的表征实验研究了改性吸附剂表面活性物质的化合态。对几种改性吸附剂的汞催化氧化机理进行了研究。研究结果表明经过铜基活性物质改性后，非碳基载体的脱汞性能显着提高。对于改性吸附剂，HCl可以促进汞的脱除，SO2、NO和水蒸气会抑制汞脱除，其中SO2和水蒸气抑制作用较强。CuCl2改性活性炭和CuOx改性中性氧化铝在含有HCl的烟气组分中，具有很强的抗硫性。温度升高会抑制吸附剂对汞的吸附，但会促进汞的催化氧化。CuCl2改性中性氧化铝的汞催化氧化机理可以通过Eley-Rideal机理解释。CuOx改性中性氧化铝对Hg0的催化氧化反应反应遵循Mars-Maessen机理。CuCl2改性中性氧化铝和CuCl2改性人造沸石具有与改性活性炭相似的汞初始吸附速率。在燃煤电厂中运用时吸附剂与烟气的接触时间非常短，可以考虑将其替代活性炭在燃煤电厂中运用以降低脱汞成本。CuOx改性中性氧化铝具有较大的汞初始吸附率，同时对Hg0具有很高的氧化率，是一种良好的复合型吸附剂，也可以作为活性炭吸附剂的合理替代。在一个中国燃煤电厂中进行了CuCl2改性中性氧化铝和CuCl2改性人造沸石的喷射实验研究。结果表明两种非碳基吸附剂可以有效减少烟气中Hg0的排放，具有较好的脱汞性能。非碳基吸附剂相比活性炭具有显着的经济优势，较好的应用前景。
刘晶,王守春,刘洋,郑楚光[9]（2011）在《煤燃烧中汞与氟化氢的反应机理研究》文中研究说明应用量子化学理论的不同方法和基组分别计算汞/氟体系中分子的几何结构、振动频率和反应焓变,并与美国国家标准技术局的实验数据相比较,以验证量子化学计算所用的理论水平和基组的有效性。在此基础上,应用量子化学从头计算研究了煤燃烧过程中汞与氟化氢的反应机理,优化得到反应物、过渡态和产物的几何构型,计算活化能,应用过渡态理论计算反应速率常数。计算得到的有关动力学参数为深入研究煤燃烧过程中汞的动力学模型提供了依据。
李莉[10]（2010）在《水泥分解炉内氮氧化物释放特性及生成机理研究》文中认为近年来,我国水泥工业的迅猛发展,已经成为我国居火力发电、汽车尾气之后的第三大氮氧化物排放来源,严重影响大气环境质量,并成为水泥工业可持续发展的主要制约因素之一。因此减少和控制水泥工业的氮氧化物排放已经成为制约水泥工业可持续发展的紧迫课题。水泥分解炉是水泥工业NOx排放的主要设备之一,本文针对水泥分解炉内的低温、高浓度CO2、复杂多变气氛、大量水泥生料分解和煤粉燃烧过程相互耦合等特点,研究分解炉内特殊工况条件下煤粉燃烧过程中燃料NOx的释放特性和生成机理。采用实验研究方法研究炉内低温、高浓度CO2、水泥生料分解和煤粉燃烧过程相互耦合等因素对煤粉及煤焦燃烧过程中NOx释放特性的影响及作用规律。采用化学反应机理模拟研究方法,从化学反应动力学的角度研究分解炉内低温高浓度CO2和复杂多变气氛下NOx的转化机理及动力学反应过程,为有效预测水泥分解炉内NOx排放及发展水泥工业NOx减排和控制技术提供理论依据和实验基础。本论文的研究内容主要围绕以下几章展开:首先介绍了水泥生产工业特点及其NOx产生的主要来源,分析研究水泥分解炉内NOx释放特性及转化机理的研究意义,总结国内外普通电站煤粉锅炉NOx转化机理的研究现状,为后续的实验设计、分析及模拟研究提供参考和理论基础,最后提出本文的主要研究内容。针对水泥分解炉条件下低温、高浓度CO2、水泥生料存在特点,展开煤粉燃烧过程中的NOx释放特性的实验研究,探索分解炉内特殊工况条件下燃煤过程中燃料NOx的释放规律,分析水泥分解炉内煤粉低温悬浮燃烧过程中高浓度CO2和水泥生料存在对燃料NOx释放的影响程度和影响机理。详细介绍化学反应动力学机理模拟研究的计算方法、计算原理和模型,分析了对燃烧过程进行详细气相反应动力学研究的重要意义,同时总结了自上世界80年代以来,国内外应用Chemkin研究燃烧领域详细反应动力学的具体发展过程和主要研究内容,为后续研究分解炉内NOx气相转化详细反应动力学提供理论计算依据。从化学动力学的角度,采用气相化学反应动力学模拟研究方法,研究分解炉内低温、高浓度CO2、复杂气氛条件下煤粉挥发份燃烧过程中挥发份中含氮前驱化合物HCN转化生成NO的转化机理,采用生成速率分析方法和反应路径分析方法分析各影响因素对NOx生成的作用机制,得出分解炉内低温、高浓度CO2、多变气氛条件下煤粉挥发份中HCN转化生成NO的化学动力学机理过程和主要反应路径,为有效预测分解炉内NOx排放提供理论指导意义。最后,对全文进行了总结,同时对现有工作的不足和进一步的研究内容提出了展望。
二、煤燃烧中汞与含氯气体的反应机理研究（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、煤燃烧中汞与含氯气体的反应机理研究（论文提纲范文）
（1）污水处理厂污泥焚烧中四种重金属与典型有机物气相反应机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境问题和污泥焚烧技术 |
| 1.2 污泥中的有机物和重金属 |
| 1.2.1 污泥 |
| 1.2.2 重金属 |
| 1.2.3 有机物 |
| 1.3 污泥处理技术 |
| 1.3.1 填埋 |
| 1.3.2 土地利用 |
| 1.3.3 倾倒入海 |
| 1.3.4 生产建筑材料 |
| 1.3.5 焚烧 |
| 1.4 污泥焚烧中重金属迁移转化机理的研究进展 |
| 1.5 课题来源 |
| 1.6 研究目的及意义 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 理论研究方法与实验方案设计 |
| 2.1 量子化学背景 |
| 2.1.1 密度泛函理论(DFT) |
| 2.1.2 从头算理论(ab initio) |
| 2.2 量子化学计算方案设计 |
| 2.2.1 化学反应路径介绍 |
| 2.2.2 量子计算步骤 |
| 2.2.3 量子化学计算方法选择与基组确定 |
| 2.3 验证实验假设与实验材料 |
| 2.3.1 实验假设 |
| 2.3.2 实验材料 |
| 2.4 实验设计与分析方法 |
| 2.4.1 重金属总量实验 |
| 2.4.2 污泥焚烧实验 |
| 2.4.3 污泥焚烧气态化合物分析实验 |
| 2.4.4 重金属化学形态实验 |
| 第三章 污泥焚烧中重金属Hg与典型有机物的气相反应机理研究 |
| 3.1 Hg与有机物的反应机理 |
| 3.1.1 计算方法 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.1.3 Hg与有机物的反应机理及其对大气环境影响分析 |
| 3.2 HgO与有机物的反应 |
| 3.2.1 计算方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.2.3 Hg和HgO与有机物的反应对环境影响的比较分析 |
| 3.3 本章总结 |
| 第四章 污泥焚烧中重金属Cd与典型有机物的气相反应机理研究 |
| 4.1 Cd与有机物的反应机理 |
| 4.1.1 计算方法 |
| 4.1.2 结果与讨论 |
| 4.1.3 Cd与有机物的反应机理及其对大气环境影响分析 |
| 4.2 Cd O与有机物的反应 |
| 4.2.1 计算方法 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.2.3 Cd和CdO与有机物的反应对大气环境影响的比较分析 |
| 4.3 本章总结 |
| 第五章 污泥焚烧中重金属Sn与典型有机物的气相反应机理研究 |
| 5.1 Sn与有机物的反应 |
| 5.1.1 计算方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.1.3 Sn与有机物的反应机理及其对大气环境影响分析 |
| 5.2 SnO与有机物的反应 |
| 5.2.1 计算方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.2.3 Sn和SnO与有机物的反应对大气环境影响的比较分析 |
| 5.3 本章总结 |
| 第六章 污泥焚烧中重金属Pb与典型有机物的气相反应机理研究 |
| 6.1 Pb与有机物的反应 |
| 6.1.1 计算方法 |
| 6.1.2 结果与讨论 |
| 6.1.3 Pb与有机物的反应机理及其对大气环境影响分析 |
| 6.2 PbO与有机物的反应 |
| 6.2.1 计算方法 |
| 6.2.2 结果与讨论 |
| 6.2.3 Pb和PbO与有机物的反应对大气环境影响的比较分析 |
| 6.3 本章总结 |
| 第七章 污泥焚烧中重金属与典型有机物的气相反应机理验证分析 |
| 7.1 污泥焚烧气态化合物分析 |
| 7.2 污泥焚烧重金属化学形态分析 |
| 7.3 量子计算结果与焚烧实验数据一致性分析 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间论文发表及科研情况 |
| 一、发表的学术论文 |
| 二、主持的科研课题 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 附录 A:Hg、Cd、Sn 和 Pb分别与CH_4、C_6H_6、CH_3OH、HCHO、HCOOH和 C_6H_5OH反应中产物的相对能量(单位为k J/mol,M= Hg、Cd、Sn 和 Pb) |
| 附录 B:Hg、Cd、Sn 和 Pb与 CH_4、C_6H_6、CH_3OH、HCHO、HCOOH和C_6H_5OH反应生成相应产物所需跨越的能垒(单位为k J/mol,M=Hg、Cd、Sn 和 Pb) |
| 附录 C:CH_3Hg H、CH_3Cd H、CH_3Sn H和CH_3Pb H中各原子上的电荷分布 |
| 附录 D:Hg O、Cd O、Sn O和 Pb O与 CH_4、C_6H_6、CH_3OH、HCHO、HCOOH和 C_6H_5OH反应中产物的相对能量(单位为k J/mol,M= Hg、Cd、Sn和 Pb) |
| 附录 D:Hg O、Cd O、Sn O和 Pb O与 CH_4、C_6H_6、CH_3OH、HCHO、HCOOH和 C_6H_5OH反应中产物的相对能量(单位为k J/mol,M= Hg、Cd、Sn和 Pb) |
| 附录 F:重金属与CH_4反应的热力学数据(单位为k J/mol,M= Hg、Cd、Sn和 Pb) |
| 表F-1重金属与CH_4反应的相对能量ΔE |
| 表F-2重金属与CH_4反应的反应焓ΔH |
| 表F-3重金属与CH_4反应的吉布斯自由能ΔG |
| 附录 G:重金属与CH_3OH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M= Hg、Cd、Sn和 Pb) |
| 表G-1重金属与CH_3OH反应的相对能量ΔE |
| 表G-2重金属与CH_3OH反应的反应焓ΔH197 |
| 表G-3重金属与CH_3OH反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录H:重金属与HCHO反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表H-1 重金属与HCHO反应的相对能量 ΔE |
| 表H-2 重金属与HCHO反应的反应焓 ΔH |
| 表H-3 重金属与HCHO反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录I:重金属与HCOOH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表I-1 重金属与HCOOH反应的相对能量 ΔE |
| 表I-2 重金属与HCOOH反应的反应焓 ΔH |
| 表I-3 重金属与HCOOH反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录J:重金属与C_6H_6 反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表J-1 重金属与C_6H_6 反应的相对能量 ΔE |
| 表J-2 重金属与C_6H_6 反应的反应焓 ΔH |
| 表J-3 重金属与C_6H_6 反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录K:重金属与C_6H_5OH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表K-1 重金属与C_6H_5OH反应的相对能量 ΔE |
| 表K-2 重金属与C_6H_5OH反应的反应焓 ΔH |
| 表K-3 重金属与C_6H_5OH反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录L:重金属氧化物与CH_3OH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表L-1 重金属氧化物与CH_3OH反应的相对能量 ΔE |
| 表L-2 重金属氧化物与CH_3OH反应的反应焓 ΔH |
| 表L-3 重金属氧化物与CH_3OH反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录M:重金属氧化物与HCHO反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表M-1 重金属氧化物与HCHO反应的相对能量 ΔE |
| 表M-2 重金属氧化物与HCHO反应的反应焓 ΔH |
| 表M-3 重金属氧化物与HCHO反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录N:重金属氧化物与HCOOH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表N-1 重金属氧化物与HCOOH反应的相对能量 ΔE |
| 表N-2 重金属氧化物与HCOOH反应的反应焓 ΔH |
| 表N-3 重金属氧化物与HCOOH反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录O:重金属氧化物与C_6H_6 反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表O-1 重金属氧化物与C_6H_6 反应的相对能量 ΔE |
| 表O-2 重金属氧化物与C_6H_6 反应的反应焓 ΔH |
| 表O-3 重金属氧化物与C_6H_6 反应的吉布斯自由能 ΔG |
| 附录P:重金属氧化物与C_6H_5OH反应的热力学数据(单位为k J/mol,M = Hg、Cd、Sn和Pb) |
| 表P-1 重金属氧化物与C_6H_5OH反应的相对能量 ΔE |
| 表P-2 重金属氧化物与C_6H_5OH反应的反应焓 ΔH |
| 表P-3 重金属氧化物与C_6H_5OH反应的吉布斯自由能 ΔG |
（2）燃烧过程中重金属砷的均相反应动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 燃烧过程中重金属污染与防治的背景与意义 |
| 1.1.1 燃烧过程中有毒重金属元素概述 |
| 1.1.2 砷对环境和人体的影响 |
| 1.1.3 国内外有关砷的研究进展 |
| 1.2 痕量重金属反应动力学机理研究进展 |
| 1.2.1 痕量重金属动力学模拟及研究概况 |
| 1.2.2 痕量重金属反应机理的量子化学计算及研究概况 |
| 1.3 本课题的主要内容 |
| 第二章 量子化学基本原理及热力学参数计算 |
| 2.1 量子化学简介 |
| 2.2 化学反应过渡态理论 |
| 2.3 量子化学计算原理与方法 |
| 2.3.1 量子化学计算原理 |
| 2.3.2 量子化学计算方法 |
| 2.4 量子化学计算及其应用 |
| 2.5 砷化合物基态几何构型优化及热力学参数计算 |
| 2.5.1 砷化合物在298K的标准摩尔生成焓的计算 |
| 2.5.2 砷化合物在不同温度下的标准摩尔生成焓和标准熵的计算 |
| 第三章 燃烧过程中砷的均相反应机理研究 |
| 3.1 砷的氧化反应机理研究 |
| 3.1.1 As+O_2=AsO+O的反应机理研究 |
| 3.1.2 As+O_2=AsO_2的反应机理研究 |
| 3.2 砷的氯化反应机理研究 |
| 3.2.1 As+HCl=AsCl+H的反应机理研究 |
| 3.2.2 AsCl+HCl=AsCl_2+H的反应机理研究 |
| 3.2.3 AsCl_2+HCl=AsCl_3+H反应机理研究 |
| 3.2.4 As与Cl_2的反应机理研究 |
| 3.2.5 反应速率常数分析 |
| 3.3 As/O/H系统的反应机理研究 |
| 3.3.1 As的氧化物、氢氧化物与H的反应机理研究 |
| 3.3.2 As的氧化物、氢氧化物与H_2O的反应机理研究 |
| 3.3.3 反应速率常数分析 |
| 3.4 As/O/H/Cl系统的基元反应研究 |
| 3.4.1 AsCl+H_2O=AsOH+HCl反应机理研究 |
| 3.4.2 AsCl+O_2=AsO+ClO反应机理研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 燃烧过程中砷的反应动力学研究 |
| 4.1 反应动力学研究CHEMKIN程序包简介 |
| 4.2 As/O/H/Cl化学反应动力学模型的建立 |
| 4.3 As/O/H/Cl系统反应热力学模拟 |
| 4.4 As/O/H/Cl系统的动力学计算 |
| 4.4.1 温度对砷反应的影响 |
| 4.4.2 不同温度下As/O/H/Cl系统中砷的反应过程 |
| 4.4.3 H_2O对砷反应的影响 |
| 4.4.4 Cl_2对砷反应的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与建议 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 下一步工作建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）燃煤烟气中以As和AsO为前驱物的As2O3生成及转化理论研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外课题研究现状 |
| 1.2.1 煤炭中砷的赋存状态 |
| 1.2.2 燃煤烟气中砷的形态及转化 |
| 1.3 本文研究目的、内容及意义 |
| 第2章 计算理论基础 |
| 2.1 量子化学理论简介 |
| 2.2 密度泛函理论 |
| 2.2.1 Hohenberg-Kohn理论 |
| 2.2.2 Kohn-Sham理论 |
| 2.3 DFT计算近似 |
| 2.3.1 局部密度近似LDA |
| 2.3.2 广义梯度GGA近似 |
| 2.4 过渡态理论 |
| 2.5 计算方法和模型 |
| 2.5.1 理论方法和基组 |
| 2.5.2 动力学参数计算方法 |
| 第3章 燃煤烟气中O_2对As_2O_3均相生成途径的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 As与O_2反应过程 |
| 3.3 AsO与O_2反应过程 |
| 3.4 AsO与 AsO_2反应生成As_2O_3过程 |
| 3.5 热力学分析 |
| 3.6 动力学分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 燃煤烟气中SO_2对As_2O_3均相生成途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 As与 SO_2反应过程 |
| 4.3 AsO与 SO_2反应过程 |
| 4.4 热力学分析 |
| 4.5 动力学分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 燃煤烟气中O_2和SO_2共同对As_2O_3均相生成途径的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 As与 O_2、SO_2共同反应过程 |
| 5.3 AsO与 O_2、SO_2共同反应过程 |
| 5.4 热力学分析 |
| 5.5 动力学分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 As_2O_3转化途径的研究 |
| 6.1 O_2条件下As_2O_3的转化 |
| 6.2 O_3条件下As_2O_3的转化 |
| 6.3 SO_2条件下As_2O_3的转化 |
| 6.4 热力学分析 |
| 6.5 动力学分析 |
| 6.6 总结 |
| 第7章 论文总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 本文主要创新点 |
| 7.3 未来展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（4）O2对燃煤烟气中As2O3均相反应生成途径影响研究（论文提纲范文）
| 1 计算方法和模型 |
| 1.1 理论方法和基组 |
| 1.2 动力学参数计算方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 反应过程 |
| 2.1.1 As的氧化过程 |
| 2.1.2 AsO的氧化过程 |
| 2.1.3 As2O3的生成过程 |
| 2.2 热力学分析 |
| 2.3 动力学分析 |
| 3 结论 |
（5）煤转化过程中汞的排放与控制研究进展（论文提纲范文）
| 1 煤中汞的赋存形态及分布 |
| 2 煤燃烧过程的汞排放和控制 |
| 2.1 燃烧前脱汞 |
| 2.2 燃烧中脱汞 |
| 2.3 燃烧后脱汞 |
| 3 煤气化过程的汞排放和控制 |
| 4 化学链转化过程的汞排放和控制 |
| 5 结语 |
（6）垃圾电厂中氯汞代二恶英形成机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 类二恶英毒性研究 |
| 1.3 研究现状 |
| 1.4 本文的研究方法及内容 |
| 第2章 量子化学计算方法 |
| 2.1 量子化学基本方程 |
| 2.2 量子化学计算方法 |
| 2.2.1 半经验方法 |
| 2.2.2 从头计算(ab initio)方法 |
| 2.2.3 分子体系的薛定谔方程 |
| 2.3 密度泛函理论 |
| 2.4 动力学参数计算方法 |
| 2.5 计算软件 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 氯汞代二恶英的稳定性研究 |
| 3.1 模型选取 |
| 3.2 几何构型 |
| 3.3 构型分析 |
| 3.4 稳定性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 前驱物形成机理研究 |
| 4.1 多氯代氯汞代苯酚结构 |
| 4.2 多氯代氯汞苯酚与H原子的反应 |
| 4.3 多氯代氯汞苯酚与OH自由基的反应 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 氯汞代二恶英形成机理研究 |
| 5.1 前驱物的形成 |
| 5.2 氯汞代二恶英形成机理 |
| 5.3 氯汞代呋喃的形成机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 全文结论与建议 |
| 6.1 本文的研究成果 |
| 6.2 下一步工作建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（7）氯、氟离子对烟气中汞形态和分布的影响（论文提纲范文）
| 1 模拟条件 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 汞/煤系统 |
| 2.2 汞/煤/氯系统 |
| 2.3 汞/氟/煤系统 |
| 2.4 汞/煤/氟/氯系统 |
| 3 结论 |
（8）铜基改性吸附剂脱汞机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 燃煤汞污染排放及控制现状 |
| 1.1.1 汞污染的危害 |
| 1.1.2 大气人为汞排放 |
| 1.1.3 汞的排放控制标准 |
| 1.2 燃煤电厂汞的排放控制方法 |
| 1.2.1 燃烧前脱汞 |
| 1.2.2 燃烧后脱汞 |
| 1.3 改性汞吸附剂研究现状 |
| 1.3.1 改性非碳基吸附剂 |
| 1.3.2 改性活性炭吸附剂 |
| 1.4 汞的催化氧化与化学吸附机理研究 |
| 1.4.1 烟气中含 Cl 组分的影响机理 |
| 1.4.2 烟气中 SO_x的影响机理 |
| 1.4.3 烟气中 NO_x的影响机理 |
| 1.4.4 烟气中其他气体组分的影响机理 |
| 1.4.5 异相反应汞的催化氧化机理研究 |
| 1.5 研究思路及研究内容 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 实验系统与实验方法 |
| 2.1 实验系统的搭建 |
| 2.1.1 固定床实验系统示意图 |
| 2.1.2 实验配气系统 |
| 2.1.3 反应器与控温系统 |
| 2.1.4 测量部分 |
| 2.1.5 尾气净化系统 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验步骤 |
| 2.2.2 实验数据处理 |
| 2.2.3 实验系统的校验与标定 |
| 2.2.4 实验系统误差 |
| 2.3 吸附剂表征分析方法 |
| 2.3.1 吸附剂比表面积分析 |
| 2.3.2 X 射线荧光衍射（XRD）分析 |
| 2.3.3 X 射线电子能谱（XPS）分析 |
| 2.3.4 程序升温还原（TPR）分析 |
| 2.3.5 透射电镜（TEM）分析 |
| 2.3.6 电感耦合等离子体发射光谱（ICP-AES）分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 CuCl_2改性吸附剂脱汞性能及机理研究 |
| 3.1 研究方案 |
| 3.1.1 研究思路 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 吸附剂表征分析 |
| 3.2.1 载体与改性吸附剂的比表面积分析 |
| 3.2.2 改性吸附剂的 XRD 分析 |
| 3.2.3 载体与改性吸附剂的表面形貌分析 |
| 3.2.4 XPS 分析 |
| 3.3 CuCl_2改性吸附剂的脱汞性能 |
| 3.3.1 载体的汞吸附性能 |
| 3.3.2 改性吸附剂的汞脱除性能 |
| 3.3.3 烟气组分对汞价态分布的影响 |
| 3.3.4 温度对汞价态分布的影响 |
| 3.3.5 吸附剂的初始吸附速率 |
| 3.3.6 反应的催化氧化动力学研究 |
| 3.4 CuCl_2改性非碳基吸附剂脱汞反应机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 CuO_x改性中性三氧化二铝复合型吸附剂脱汞性能研究 |
| 4.1 研究方案 |
| 4.1.1 研究思路 |
| 4.1.2 研究方法 |
| 4.2 CuO_x-Al_2O_3复合型吸附剂的脱汞性能 |
| 4.2.1 改性吸附剂在模拟烟气下的汞脱除性能 |
| 4.2.2 HCl 的影响 |
| 4.2.3 CuO_x-Al_2O_3在酸性气氛中的催化性能 |
| 4.2.4 反应温度的影响 |
| 4.2.5 Cu 担载量的影响 |
| 4.2.6 CuO_x-Al_2O_3对于吸附过程的影响 |
| 4.3 CuO_x-Al_2O_3复合型吸附剂的表征分析 |
| 4.3.1 BET 比表面积分析 |
| 4.3.2 XRD 分析 |
| 4.3.3 TEM 分析 |
| 4.3.4 XPS 分析 |
| 4.3.5 TPR 分析 |
| 4.4 CuO_x-Al_2O_3复合型吸附剂催化氧化机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 燃煤电厂非碳基吸附剂喷射实验 |
| 5.1 燃煤电厂概况 |
| 5.1.1 实验电厂简介 |
| 5.1.2 取样点选取 |
| 5.1.3 吸附剂喷射系统 |
| 5.2 取样与测量方法 |
| 5.2.1 烟气取样方法 |
| 5.2.2 含汞固体样品分析方法 |
| 5.2.3 燃料理化性质分析方法 |
| 5.3 实验取样日程安排 |
| 5.4 吸附剂汞脱除效果原始数据分析 |
| 5.4.1 工业制备的吸附剂 |
| 5.4.2 燃煤汞含量与工业分析 |
| 5.4.3 吸附剂喷射前后电厂汞平衡 |
| 5.5 实验数据修正 |
| 5.6 非碳基吸附剂经济性分析 |
| 5.7 非碳基吸附剂的环境稳定性分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 改性吸附剂 TEM 显微图 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（10）水泥分解炉内氮氧化物释放特性及生成机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水泥生产工艺及NOx的产生和控制 |
| 1.2 分解炉内NOx释放特性及生成机理的研究意义 |
| 1.3 煤燃烧过程中NOx释放特性及转化机理研究现状 |
| 1.3.1 煤粉燃烧过程中N析出特性 |
| 1.3.2 煤粉燃烧过程中NOx释放特性 |
| 1.3.3 NOx生成机理研究现状 |
| 1.3.4 NOx还原机理的研究现状 |
| 1.4 本文的主要研究内容 |
| 第二章 分解炉内燃料NO释放特性实验研究 |
| 2.1 实验装置及实验方法 |
| 2.2 高浓度CO_2燃烧条件下NO释放规律 |
| 2.3 水泥生料对燃料NO释放的影响规律和机理实验研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 详细气相反应动力学模拟计算原理和模型 |
| 3.1 详细气相反应动力学模拟研究方法分析 |
| 3.2 气相反应动力学模拟的发展和应用 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水泥分解炉条件下挥发份NO生成机理模拟研究 |
| 4.1 挥发份NOx生成机理模拟计算算法和模型 |
| 4.1.1 动力学机理模拟计算方法 |
| 4.1.2 分解炉内挥发份NOx生成机理模拟计算物理模型 |
| 4.2 过量空气系数和高浓度CO_2对挥发份NOx生成的影响规律 |
| 4.2.1 过量空气系数和高浓度CO_2对挥发份NOx生成的影响规律 |
| 4.2.2 过量空气系数和CO_2浓度对挥发份NO生成的影响机理分析 |
| 4.3 分解炉内贫氧燃烧条件下挥发份NOx生成机理研究 |
| 4.3.1 低温贫氧高浓度CO_2下NO生成机理分析 |
| 4.3.2 低温贫氧高浓度CO_2燃烧条件下NO生成简化机理验证分析 |
| 4.3.3 活性含氮中间体HNO生成机理分析 |
| 4.3.4 分解炉内挥发份中HCN氧化生成NO的主要反应路径 |
| 4.4 分解炉条件下挥发份NO生成反应动力学研究 |
| 4.4.1 分解炉条件下挥发份NO生成反应动力学机理分析 |
| 4.4.2 分解炉条件下挥发份NO生成路径分析 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 全文总结和展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 进一步工作的建议和展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
四、煤燃烧中汞与含氯气体的反应机理研究（论文参考文献）
- [1]污水处理厂污泥焚烧中四种重金属与典型有机物气相反应机理研究[D]. 路成刚. 青岛理工大学, 2021
- [2]燃烧过程中重金属砷的均相反应动力学研究[D]. 陈文洋. 山东大学, 2020(02)
- [3]燃煤烟气中以As和AsO为前驱物的As2O3生成及转化理论研究[D]. 闫傲. 华北电力大学, 2020
- [4]O2对燃煤烟气中As2O3均相反应生成途径影响研究[J]. 闫傲,张月,王春波,白涛,赵斌. 燃料化学学报, 2020(01)
- [5]煤转化过程中汞的排放与控制研究进展[J]. 高明刚,陈朋,张欣涛,宋鸣航,刘永卓. 山东化工, 2019(15)
- [6]垃圾电厂中氯汞代二恶英形成机理研究[D]. 季鹏. 华北电力大学, 2017(03)
- [7]氯、氟离子对烟气中汞形态和分布的影响[J]. 殷立宝,余亮英,徐齐胜,熊扬恒. 热力发电, 2014(10)
- [8]铜基改性吸附剂脱汞机理研究[D]. 杜雯. 清华大学, 2014(10)
- [9]煤燃烧中汞与氟化氢的反应机理研究[J]. 刘晶,王守春,刘洋,郑楚光. 工程热物理学报, 2011(04)
- [10]水泥分解炉内氮氧化物释放特性及生成机理研究[D]. 李莉. 华南理工大学, 2010(03)