一、好氧活性污泥阶式连续流搅拌反应器技术分析（论文文献综述）
岳展[1]（2020）在《连续流膜生物反应器中基于信号分子AHL的好氧颗粒污泥系统》文中研究指明好氧颗粒污泥-膜生物反应器是一种新型污水处理混合系统,其同时兼具膜生物反应器技术和好氧颗粒污泥技术的优点。在之前的研究中,研究者们主要通过将已在序批式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）内培养成熟的好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）接种至膜生物反应器（Membrane bioreactor,MBR）来形成好氧颗粒污泥-膜生物反应器混合系统。然而,由于膜生物反应器内缺少与序批式反应器相似的运行环境,在长期运行过程中难以在膜生物反应器内维持接种好氧颗粒污泥的稳定存在,为此需要向膜生物反应器中持续接种成熟的好氧颗粒污泥才能维持好氧颗粒污泥-膜生物反应器系统的稳定。本实验在一个连续流膜生物反应器中直接培养好氧颗粒污泥,收集反应器内好氧颗粒污泥系统稳定后的污泥样品。最后从分子生物学的角度去探究本次研究的好氧颗粒污泥系统。根据污泥粒径大小将收集的混合污泥分为五组,分别对应颗粒污泥颗粒化过程的不同阶段。使用超高效液相色谱串联三重四级杆质谱（Ultra-performance liquid chromatography-triple quadrupole mass spectrometer,UPLC-MS/MS）对各个污泥样品中的信号分子进行检测,提取并测定各样品中胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）的含量。另外,通过高通量测序（High-throughput sequencing method,HTS）的方法分析各样品中的微生物群落结构。检测结果表明,只有辛酰基-DL-高丝氨酸内酯（N-octanoyl-DL-homoserine lactone,C8-HSL）和十四酰-DL-高丝氨酸内酯（N-tetradecanoyl-DL-homoserine lactone,C14-HSL）在所有的污泥样品中能被检出,并且各样品组中C14-HSL的浓度要远大于C8-HSL的浓度。这个结果可能预示着在本次研究的好氧颗粒污泥系统中C14-HSL是微生物主要产生并利用的信号分子。胞外聚合物是一类由微生物产生的大分子物质,其早已被证明在好氧颗粒污泥的颗粒化过程中是必不可少的。此外,在好氧颗粒污泥系统内EPS的产生与信号分子N-酰基高丝氨酸内酯（N-Acyl-homoserine lactones,AHLs）的浓度相关。本次研究的好氧颗粒污泥系统内信号分子的浓度与胞外聚合物的组成之间具有很强的正相关性（LB-PS/PN和TB-PS/PN（r>0.906,P<0.034,minimum‘r’and maximum‘p’））,这也预示着在好氧颗粒污泥的形成及发展过程中,微生物主要利用信号分子C14-HSL来调控EPS的组成。高通量测序的结果表明,以AHLs为介导的群体感应相关微生物几乎只存在于颗粒样品中,并且信号分子的浓度是由于群体感应相关微生物和群体感应淬灭微生物的平衡的结果,这表明这些群体感应相关微生物可能与好氧颗粒污泥的颗粒化过程相关。然而,由于在好氧颗粒污泥颗粒化前没有为微生物提供“微生物选择压力”,微生物群落结构主要由反应器的内部环境决定,微生物群落结构相比于SBR更为复杂,从而减弱了好氧颗粒污泥系统内群体感应相关微生物与信号分子浓度及胞外聚合物组成之间的相关性。综上所述,对于一个在连续流膜生物反应器内直接形成的好氧颗粒污泥系统,微生物群落结构主要由反应器内部条件决定,微生物群落中包含的微生物之间会产生竞争,也会通过分泌信号分子来促进反应器内好氧颗粒污泥的形成。
李帅[2]（2020）在《好氧颗粒污泥连续流工艺脱氮除磷性能及机理研究》文中进行了进一步梳理随着经济的发展,整个社会面临着巨大的环境压力,特别是水污染。低碳经济已成为世界共识,废水中污染物（C、N和P）的高效去除与循环利用已成为发展趋势。好氧颗粒污泥（AGS）具有污泥浓度高、耐受负荷范围广、污泥产量低、沉降性能好、占地面积小等优势而备受关注。但是,好氧颗粒污泥连续流（AGS-CF）工艺启动困难且长期运行易失稳难以在实际生产中的应用。为克服以上难题并探寻稳定的同步脱氮除磷AGS-CF工艺,本研究构建了连续流反应器,明确了AGS-CF工艺启动方法,考察了曝气模式和间歇模式,提出了关键运行参数;并在连续流反应器基础上研制了内循环AGS-CF反应器,探究了其有机负荷特性及稳定运行工况,实现了氮磷污染物同步高效去除及其稳定运行。并利用分子生物学手段解析了连续流系统内古菌群落和细菌群落结构组分和演替规律,明确了好氧颗粒污泥中胞外聚合物（EPS）、丝状古菌和丝状细菌对好氧颗粒污泥稳定性的影响机制。基于传统连续流污泥回流工艺破碎颗粒污泥的问题,研发了好氧颗粒污泥新型连续流反应器（ACFR）,通过将序批式反应器（SBR）中成熟的AGS接种至ACFR中联合优化污泥龄的方法,30d内成功启动同步脱氮除磷AGS-CF工艺。在随后的运行中获得了COD和TN去除率分别为90.0%和70.0%,而TP去除效率仅为65.0%,且好氧颗粒污泥结构稳定,排泥量减少。之后,考察了连续曝气（CA）和间歇曝气（IA）对AGS-CF工艺的影响。结果表明:间歇曝气模式（4h曝气和1h非曝气）可降低曝气量20%且改善连续流系统去除性能和好氧颗粒污泥的沉降性能。间歇曝气营造的时间间歇运行（TIO）模式和设置厌氧区营造的空间间歇运行（SIO）模式对AGS-CF工艺有重要影响。好氧颗粒污泥在TIO模式下脱氮除磷性能优于SIO模式。SIO模式下的SVI高于TIO模式下的SVI,同时,SIO模式下的PN浓度和PN/PS高于TIO模式。研制了内循环AGS-CF反应器,并探究了内循环AGS-CF工艺有机负荷特性。随着进水COD浓度增加（≤400mg/L）,好氧颗粒污泥的TP和TN去除率随之提高,分别达到81.8%和87.2%,实现了氮磷污染物同步高效去除;好氧颗粒污泥沉降性增强。然而当进水COD浓度增加至500mg/L时,好氧颗粒污泥的沉降性和稳定性都降低。鉴于生活污水中易生物降解成分浓度低好氧颗粒污泥容易失去稳定性,研究了实际生活污水条件下不同HRT对内循环AGS-CF工艺稳定性的影响。随着HRT的缩短系统污染物去除性能下降,COD、TP和TN去除率分别从HRT为9h时的90.2%、82.6%和83.0%下降到HRT为4.5h时80.5%、39.6%和41.4%;好氧颗粒污泥表面丝状菌增加沉降性和稳定性下降,EPS浓度增加,尤其是PN浓度明显增加。采用高通量测序技术对好氧颗粒污泥工艺的微生物群落进行了解析。结果表明:AGS-CF工艺中优势古菌属和细菌属有氨氧化的古菌（AOA）Nitrososphaera和反硝化聚磷菌（DPAOs）Pseudomonas。产甲烷古菌（MA）、AOA、反硝化细菌（DNB）、DPAOs在同步硝化反硝化除磷（SNDPR）工艺污染物去除中发挥了重要作用。内循环AGS-CF工艺中,在高进水COD浓度条件下,丝状古菌Methanothrix比丝状细菌Thiothrix更具竞争优势,同时,其丰度与SVI、颗粒完整性系数（GIC）和EPS密切相关。此外,在短HRT条件下,丝状古菌Methanothrix和丝状细菌Thiothrix丰度的增加导致EPS和SVI增加,而Thiothrix对好氧颗粒污泥沉降性的影响大于Methanothrix。基于上述结果,构建了好氧颗粒污泥生态模型,阐明了同步脱氮除磷机理和颗粒稳定性以及微生物群落之间的内在关系。本论文研究成果将对AGS-CF工艺的实际应用具有重要意义。
武高明[3]（2020）在《微生物电化学系统强化SANI工艺处理含硫酸盐高氨氮废水的研究》文中提出含硫酸盐高氨氮废水的排放造成水体富营养化,对水生态环境和人体健康造成了严重的危害。异养硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化（Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,SANI）工艺是一种新型的脱氮工艺,具有脱氮效率高、二次污染少等优势,在处理市政废水的脱氮方面表现出巨大的潜力。但在含硫酸盐高氨氮废水处理方面存在以下难点:硝化过程导致系统酸化、要求更高的脱氮效率、需要高浓度的SO42-。针对上述问题,本文构建了微生物电化学系统强化SANI的新型工艺,并阐明了微生物电化学系统与SANI工艺的耦合机制,优化了耦合体系操作条件。首先构建了单独SANI体系,考察了 SO42-浓度对SANI体系脱氮性能的影响。研究结果表明,低pH值抑制了硝化过程且在进水S/N（SO42--S/NH4+-N）分别为0.47、0.70和0.93的情况下,总脱氮效率分别为～20、25和35%,说明低S/N比对脱氮效果具有显着的抑制作用。针对低pH抑制硝化过程的问题,构建了在SANI工艺中引入耦合电解水产氢和氢自养反硝化生物阴极的微生物电化学SANI系统,利用产氢反应同步调节硝化腔室pH和驱动氢自养反硝化过程,以此强化脱氮效率。结果表明,生物阴极电势在-0.8、-0.9、-1.0V（vs.饱和Ag/AgCl参比电极）条件下,SANI硝化腔室pH分别提升至～6.5、7.0和7.5,硝化效率提升至99%以上,有效解决了低pH值对硝化过程的抑制作用。同时利用氢自养型反硝化提高了脱氮效率,总氮脱除率分别达到了 42.7、50.6和56.9%,相对对比组分别提高了 7.7、15.6及21.9%。此外,该系统的阳极可用于氧化出水中残留的S2-（～30.7下降到～2.6 mg/L）,避免了硫化物二次污染。高通量基因测序结果明确 了 Desulfovibrio、Thiobacillus、Bacteroides 及Nitrospira分别为硫酸盐还原、硫自养反硝化、氢自养反硝化和硝化腔室的主要功能菌属。针对低S/N对反硝化过程的抑制作用,本文进一步构建了利用氢自养SO42-还原生物阴极强化SANI体系中S循环（SO42--S2--SO42-）的微生物电化学SANI系统。生物阴极将硫自养反硝化产生的SO42-还原为S2-,循环至反硝化腔室,强化S2-自养反硝化脱氮效率。借助S循环的强化,在阴极电流为-45 mA,S/N=0.7的条件下,总氮脱除效率达到85%,较对比组提高了近60%,总硫回收率由65%提升到近95%,有效解决了低S/N对反硝化过程的抑制问题。通过S循环强化机制的研究,揭示了 S循环强化过程促进单质硫转变为聚硫化物从而减少S沉积提高了 S的利用率。相关研究成果为含硫酸盐高氨氮废水的生物脱氮处理提供了有效的途径,同时对传统SANI工艺应用的进一步拓展提供了理论依据和技术支撑。
印霞棐[4]（2019）在《自生电场膜生物反应器中污染物去除及膜污染行为研究》文中提出膜生物反应器（Membrane bioreactor,MBR）因其良好的出水水质、较低的污泥产量和紧凑的装置结构等优势成为污水处理及回用领域中最具发展潜力的技术之一。然而长期运行过程中产生的膜污染问题始终是阻碍其大规模商业化应用的主要因素。与物理、化学及生物清洗方法相比,电场控制膜污染具有清洗效果好、过程稳定、无需外加化学药剂、没有二次污染等特点,是一种清洁、高效的膜污染原位缓解方法。然而,外加电场消耗额外能耗,增加系统运行成本。微生物燃料电池（Microbial fuel cell,MFC）可通过阳极氧化污水中有机物（电子供体）释放电子,进而产生电能,利用MFC产生的电能在MBR中获得电场,构建电场MBR系统,不仅可有效缓解膜污染,降低MBR运行成本,也有利于推进MFC的实际应用进程。主要研究内容和结果如下:（1）导电微滤膜的制备及性质表征。采用共混法,将铜纳米线（Cu-nanowires,Cu-NWs）加入到聚偏氟乙烯膜（Polyvinylidene fluoride,PVDF）铸膜液中,制备获得了Cu-NWs导电微滤膜。结果表明,与商用PVDF膜相比,添加基于PVDF质量35%的Cu-NWs时,所得微滤膜的接触角降低了19.7%,纯水通量提高了40.0%。Cu-NWs在膜面活性层中建立了良好的导电网络,为氧化还原反应（Oxidation-reduction reaction,ORR）提供更多的活性位点,提高了其催化氧化还原的能力。Cu-NWs成功镶嵌在膜的活性层内,减少了牛血清白蛋白（Bovine serum albumin,BSA）溶液中的蛋白质分子在膜面的吸附,膜面蛋白质污染层的厚度降低了18.5%。用纯水清洗膜后,Cu-NWs导电微滤膜面的污染层厚度降低了49.0%。（2）自生电场MBR的运行特性初探。以制备得到的导电微滤膜为过滤介质,以石墨毡为阳极,以质子交换膜（Proton exchange membrane,PEM）为厌氧室和好氧室的分隔材料,构建了序批式自生电场MBR（Spontaneous electric field membrane bioreactor,SEF-MBR）系统,处理模拟污水。结果表明,利用厌氧室的电化学活性菌可将模拟污水中的化学能转化为电能,自生电场强度可达0.077 V/cm,最大输出功率密度为307.7mW/m2,库伦效率（Coulombic efficiency,CE）为28.8±3.5%。此外,SEF-MBR对化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）、氨氮（Ammonia nitrogen,NH4+-N）、总氮（Total nitrogen,TN）和总磷（Total phosphorus,TP）的去除率分别达94.5±0.4%、99.9±0.1%、78.5±4.3%和86.6±4.2%。经过2个多月的运行,Cu-NWs导电微滤膜的膜通量衰减率为90.2%,PVDF膜通量衰减率为93.0%。Cu-NWs导电微滤膜面的污染层厚度约为80.0μm,比PVDF膜面的污染层厚度降低了55.3%。Cu-NWs导电微滤膜面吸附的生物量、EPS浓度和污染物生物体积分别比PVDF膜面的降低了37.3%、31.6%和24.6%。（3）电极间距对自生电场MBR运行特性的影响研究。采用折流板代替PEM作为厌氧室与好氧室的分隔材料,构建了连续流SEF-MBR装置。当系统电极间距从4 cm缩短为2 cm时,膜污染速率从0.15 kPa/d降低到0.08 kPa/d;最大输出功率密度由2.38mW/m2（35.30 mW/m3）提高到2.90 mW/m2（42.95 mW/m3）,平均自生电场强度从0.70mV/cm提高到1.20 mV/cm;好氧池产生的H2O2与·OH浓度分别从0.18 mg/L与未检出提高到0.86 mg/L与0.12 mg/L。除生物降解外,电化学作用和好氧池的氧化剂也能氧化部分COD,提高了COD的降解效率。随着自生电场强度从0.70 mV/cm提高到1.20mV/cm,好氧池产生的氧化剂浓度提高,微生物新陈代谢速度增加,提高了硝化反应和类色氨酸的去除,出水TN浓度从9.9±0.7 mg/L降低到7.5±0.9 mg/L。由于电场的刺激作用,SEF-MBR好氧池污泥的ATP含量比对照MBR的提高了12.8%,微生物活性的提高促进了聚磷菌对正磷的吸收,降低了溶液中TP的浓度,TP浓度从0.8±0.1 mg/L降低到0.5±0.04 mg/L。由于在所构建系统中存在自生电场,系统出水水质满足我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。（4）自生电场强度对污泥性质的影响。污泥性质是影响膜污染的主要因素之一,不同电场强度通过改变污泥性质影响膜污染。结果表明,SEF-MBR 1的好氧池活性污泥MLSS和EPS的增长速率最低,分别为0.07 g/（L·d）和0.45 mg/（g VSS·d）,分别比对照MBR的降低了50.0%和42.1%。当系统自生电场强度为1.25 mV/cm、0.93 mV/cm和0.65mV/cm时,好氧池产生的H2O2和·OH浓度分别为0.90 mg/L和0.13 mg/L、0.54 mg/L和0.08 mg/L、0.42 mg/L和0.07 mg/L,即自生电场强度越高,氧化剂浓度越大,MLSS浓度越低,有利于缓解膜污染。此外,运行结束时,SEF-MBR 1中污泥的含水率最低,为91.84%,比对照MBR的降低了6.4%,SEF-MBR 1的污泥体积比对照MBR的减少了83.8%。自生电场提高了好氧污泥中活细胞比重和活性,SEF-MBR 1的活细胞比重和ATP含量分别为98.6%和0.69 mg/g VSS,分别比对照MBR增加了3.9%和23.2%。（5）自生电场MBR中的膜污染行为分析。在28 d的运行中,SEF-MBR反应器产生相对稳定的自生电场强度、H2O2和·OH浓度,分别为3.79 mV/cm、1.22 mg/L和0.15mg/L,与对照MBR相比,好氧池污泥混合液粒径减小了23.9%,EPS含量降低了52.8%,TMP的增长速率降低了43.8%。SEF-MBR微滤膜表面生物污染层的形成和生长可以分为3个阶段,首先多糖和蛋白质在膜表面沉积,黏附微生物细胞并逐渐形成大的聚集体;然后,EPS和微生物细胞迅速增加,尤其是β-D-吡喃多糖的生物体积增长迅速,导致污染层厚度快速增长;然后,EPS和微生物细胞的增长速度变慢,污染层厚度的增长速度降低。膜面污染层中含有大量金属元素氧化物或金属氢氧化物,其中Fe元素和Ca元素的含量较高;从第6天到第10天,两个反应器中膜污染层中β-D-吡喃多糖的生物体积增长速度最快;从第10天到第28天,SEF-MBR中膜污染层中微生物总细胞的生物体积增长速度快,而对照MBR的是蛋白质增长速度快。EPS的生物体积始终大于微生物细胞的生物体积。因此,EPS在生物污染层的形成和成长过程中起着重要的作用。
王月竹[5]（2019）在《剩余污泥MFC连续流污泥减量及驱动电芬顿原位降解抗生素研究》文中认为随着世界人口的增长和城市化进程的加快,城市生活污水产量与日俱增。目前,城市污水处理厂（WWTPs）多采用生物处理工艺,在处理过程中会产生大量的剩余污泥,不仅给生态环境造成负担,其中含有的丰富的生物质能也无法被提取利用。剩余污泥微生物燃料电池（SMFC）能够原位利用污泥中生物质能产电和减少污泥产量,但连续运行困难,处理效率较低。此外,剩余污泥中吸附的抗生素等难以生物降解的污染物质,还会随污泥利用和减量过程释放,对水环境造成二次污染。抗生素在水环境中长期存在,不仅对生物产生毒性作用,而且能够诱导抗性细菌和抗性基因的产生。针对以上问题,本论文首先构建了膜过滤耦合斜板剩余污泥微生物燃料电池（InPSMFC）,实现了连续污水处理、污泥减量和产能。另外,利用SMFC产生的电能驱动电芬顿（E-Fenton）过程,构建SMFC-E-Fenton系统。该系统一方面利用阳极反应提取剩余污泥中生物质能产电、减少污泥产量和解吸污泥中抗生素,另一方面通过阴极还原反应产生芬顿试剂,降解水中抗生素,实现剩余污泥减量的同时将产生的电能原位利用于污水和污泥两相抗生素的同步去除。本论文的具体研究内容和结果如下:首先在SMFC反应器中部设置斜板多阳极,加速污泥沉淀、减少污泥产量并提高SMFC产电效率。同时,在阴极内部设置中空纤维膜组件过滤出水,提高出水水质,并利用阴极电场和斜板阳极的阻隔作用减轻膜污染。研究发现,InPSMFC的内阻仅为未加斜板的普通SMFC的47.7%,最大功率密是它的2.1倍。污泥减量速率达到8.24×10-6 kg d-1,是普通SMFC的1.5倍。膜的总过滤阻力降低了 33.8%。COD去除率和硝态氮去除率分别达到95.8%和83.5%。在验证SMFC生物质能产电和污泥减量效能的基础上,利用产生的电能原位驱动E-Fenton反应去除难生物降解的抗生素。芬顿反应在SMFC阴极发生,为提高阴极催化性的稳定,本研究制备负载γ-FeOOH催化剂的石墨烯聚丙烯酰胺碳化气凝胶电极（γ-FeOOH GPCA）,将其用作E-Fenton阴极处理磺胺甲恶唑（SMX）废水。结果表明,γ-FeOOH GPCA电极具有高导电性、高孔隙率、高电化学活性表面积（EASA）等特征。对氧化石墨烯（GO）添加量、催化剂添加量和外加电流强度进行优化后,SMX的降解和矿化率分别为100%和93.8±0.8%。与γ-FeOOH碳毡（γ-FeOOH CF）为阴极的E-Fenton系统进行相比,γ-FeOOH GPCA的催化性能更稳定,经5次运行后,SMX降解率和TOC降解率仍可分别达到99.9±0.1%和84.7±1.1%。在SMFC阳极污泥减量以及E-Fenton阴极降解抗生素的基础上,将γ-FeOOH GPCA催化电极引入SMFC中,并利用SMFC产电驱动E-Fenton过程,构建SMFC-E-Fenton系统。SMFC阳极在利用污泥中生物质进行污泥减量和产电的同时解吸污泥中抗生素,E-Fenton过程则在阴极原位利用电能并降解抗生素。经40 h处理,SMFC-E-Fenton系统降解SMX和诺氟沙星（NOR）时,系统内污泥分别减少了 6.2±0.3%和5.7±0.8%,SMX和NOR的降解率分别达到97.4±2.9%和96.1±3.0%。与厌氧消化过程相比,污泥中SMX和NOR残留量由10.2±1.5%和31.3±1.8%分别降至1.1±1.2%和3.1±1.3%。此外,SMFC-E-Fenton系统中阴极E-Fenton反应还能够提高SMFC的产电性能。处理SMX和NOR时,系统最大功率密度分别达到472.2±11.5 mW m-2和431.4±15.6 mW m-2,与无芬顿反应的SMFC系统相比,分别提高了 28.1%和25.1%。研究结果表明,SMFC-E-Fenton系统在原位利用SMFC产生的电能和污泥减量的同时,实现了污泥和污水两相中抗生素的去除。
贾光跃[6]（2019）在《基于生物亲和性载体连续流MBBR的同步硝化反硝化性能研究》文中进行了进一步梳理同时硝化和反硝化（Simutaneous Nitrification and Denitrification,SND）被认为是高效低耗的废水脱氮的过程之一。基于生物悬浮载体的移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）弥补了活性污泥法和固定床生物膜反应器的不足,结合了两者的优点,更有助于SND的实现。悬浮生物载体是成功实现连续流MBBR-SND的核心部分,但是普通高密度聚乙烯（HDPE）载体有挂膜速度慢,生物亲和性差等问题,影响反应器脱氮效果。本实验使用添加改性材料的新型生物亲和性载体,考察其挂膜性能,并通过测定在不同溶解氧（DO）浓度,温度和碳氮比（C/N）下的COD、NH4+-N和TN出水浓度,考察连续流条件下的MBBR-SND的脱氮性能。序批式移动床生物膜反应器（Sequencing Batch Moving Bed Biofilm Reactor,SBMBBR）挂膜启动实验结果显示,与普通载体相比,新型载体表面亲水亲电及亲生物性更好,挂膜速度更快。并且投加新型载体的反应器R1在第14天达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准,比普通载体提早了8天,明显缩短了反应器挂膜启动的时间。在连续流MBBR-SND实验中,pH为7-8,HRT为8 h,分别探究DO、温度、C/N这3个因素的变化对脱氮效果的影响。在低DO水平（0.5-1.0 mg/L）,相对较短的HRT（8 h）,适当温度（21-25℃）和C/N（>7）条件下,投加新型生物亲和性载体反应器R1出水中COD、NH4+-N、TN去除率分别为90.5%,88.6%和76.6%,都达到国家一级A标准,但投加普通载体的R0不能达到一级A标准。高通量测序结果表明,与R0相比,系统R1中细菌多样性及丰富度明显提高:除传统脱氮功能性细菌自养硝化和缺氧反硝化菌相对丰度分别增加3.64%、8.4%外,生物膜中存在含量较高的异养硝化菌【红细菌（Rhodobacterales）16.9%,比R0高5.1%】和好氧反硝化菌【鞘脂单胞菌（Sphingomonadales）3.0%,R0与R1相差不大】,使R1在低DO下实现稳定高效的硝化效果及SND脱氮性能。实际生活污水实验结果表明:在低DO水平（0.5-1.0 mg/L）,相对较短的HRT（8h）和适当温度（21℃-25℃）条件下,反应器R0和R1的出水COD浓度可达到一级A标准（<50 mg/L）;反应器R1的出水NH4+-N浓度可达到一级A排放标准,TN出水效果稳定,接近一级B排放标准。本研究为基于生物亲和性载体的SND工艺推广应用奠定基础,促进了相关微生物机理的发展,为污水中总氮高效稳定去除,缓解氮素对环境的污染等方面具有重要意义。
焦恒恒[7]（2019）在《接触氧化旁路处理工艺净化重度污染河水的研究》文中进行了进一步梳理随着城市化进程加快,城市河流受到严重污染,河道黑臭问题严重。无论民生环境需求,还是国家计划政策的要求,黑臭河道的治理和消除已非常紧迫。旁路处理技术具有见效快、建设周期短等优势,被广泛应用于城市污染河流治理。相比于超磁分离、BAF、MBR等旁路处理技术,混凝沉淀与接触氧化旁路处理技术具有运行成本低,运营管理操作简单等优势。本课题选择混凝沉淀-接触氧化组合工艺,针对深圳市某重度污染实际河水,以主要污染物（COD、NH3-N、SS等）达《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准为目标进行小试实验;在小试实验基础上,开展工程建设并进行跟踪研究,考察其在工程应用中的实际效能;针对实际运行中污泥处置和药剂成本高的问题,进行技术改进。混凝沉淀-接触氧化组合工艺小试实验结果表明,该工艺对重度污染河水净化效果较好,在PAC投加量为50 mg/L,气水比为7:1,HRT为2 h最佳运行条件下,出水COD、NH3-N、SS等主要污染物可满足一级A标准。混凝沉淀-接触氧化工艺生产性试验表明该工艺对重度污染河水处理效果稳定,出水COD、NH3-N、SS等均可达一级A标准。最佳运行条件为:PAC投加量在3060 mg/L,接触氧化生物滤池气水比为10:1,HRT为2.5 h,一级接触氧化生物滤池反冲洗周期为4 d,二级接触氧化生物滤池反冲洗时间为7 d。运行成本分析显示,实际工程吨水成本为0.965元,药剂费及污泥处置费占比较高,各占约1/3,其中碱度投加成本占总药剂费的76.92%。针对生产性试验中药剂和污泥处置费用高的问题,提出前置反硝化-接触氧化组合工艺改进方案。小试实验表明,改进工艺具有较好的处理效果,同时可节省处理成本。在回流比为150%、水力停留时间4 h、气水比5:1的条件下,系统运行效果最佳,出水COD、NH3-N、SS等均稳定达到一级A标准。根据处理规模为3000 m3/d的实际工程设计方案,与混凝沉淀-接触氧化工艺相比,前置反硝化-接触氧化工艺吨水主要投成本增加了0.08元,吨水运行成本节省了约0.5元,处理吨水总成本节省了0.42元。
马航[8]（2019）在《微藻膜反应器处理海水养殖废水效能及膜污染特性研究》文中认为近年来,海水养殖业的迅猛发展在拉动经济增长的同时,也产生了大量含有有机物、氨氮、硝态氮、磷酸盐等污染物的海水养殖废水,若直接排入水体中会对生态环境造成严重破坏。而海水养殖废水的高盐环境给传统生物化学处理工艺造成了不利影响,此外,除磷效能差也是活性污泥工艺的一大缺陷。将微藻和膜反应器结合,能够有效的去除废水中的碳、氮、磷,保障出水水质,并且能够通过截留微藻实现积累生物量的目的。首先选用四种海洋微藻,对比了四种微藻对海水养殖废水的污染物去除效能,同时也监测了微藻的生物量增长,结果表明普通小球藻的脱氮效能最佳,氨氮去除率可达79%,青岛大扁藻的除磷效能最佳,总磷去除率可达68%。由于除磷效能差是传统工艺的一大缺陷,因此后续的研究中采用青岛大扁藻作为微藻藻种。在以上基础上,以青岛大扁藻为藻种,启动微藻膜反应器。在使用普通微藻膜反应器处理废水时,观察到曝气不均匀导致了微藻沉淀,进而致使微藻生长缓慢,去除效能不佳,为此设计了加强内循环的微藻流化床微藻膜反应器。经过60 d的运行,流化床微藻膜反应器的总氮和总磷去除率分别可达73.6%和77.9%,去除速率分别达到15 g/（m3·d）和2.8 g/（m3·d）,微藻生物量可达1.4 g/L,平均生长速率最高为53.3 mg/（L·d）。并且,在运行期间两次对微藻进行采收,微藻的采收没有对反应器的处理效能造成太大影响。搭建了多个流化床微藻膜反应器,探究了不同培养模式、进水TOC、p H、N/P对微藻膜反应器的影响。研究结果表明,在混合培养模式下,微藻的生长速度较快,污染物去除效能较光自养培养有较大提升。并且当混合培养模式下的进水TOC浓度分别为40 mg/L、80 mg/L、120 mg/L时,随着TOC浓度的提升,反应器的微藻生长和氮磷去除效能也越高。当进水p H为8时,反应器对氨氮和总磷的去除效果最佳,去除速率分别为11.7 g/（m3·d）和1.19 g/（m3·d）,高于其他实验组;而当p H为9时,反应器的污染物去除效能和微藻生长受到抑制。当进水N/P由5上升至20时,微藻的生长速率和反应器的脱氮除磷能力渐增加;当N/P高于20时,反应器的去除效能趋于稳定,不再随N/P的升高而改变。通过对跨膜压差的持续监测,在一个膜污染周期内探究了微藻膜反应器的膜污染特性。研究结果表明,相比于传统MBR,微藻膜反应器的膜污染周期较长,并且膜污染变化趋势符合三阶段理论,膜污染周期较长。通过监测膜污染物质的含量和特性变化得知随着微藻的增长,EPS和SMP的含量明显增加,三维荧光光谱结果表明色氨酸类蛋白质和芳香类蛋白质是造成膜污染的重要因素。
王天琪[9]（2018）在《磁絮凝耦合IAMBR工艺处理船舶生活污水的试验研究》文中认为由于海洋生态环境的进一步恶化,IMO制定了更严格的船舶生活污水的排放标准。在MEPC的第64次会议上,首次在船舶生活污水排放标准中对TP和TN提出了严格的规定。MBR在船舶生活污水处理方面具有占地面积小、对污染物降解能力强等优势,但其存在脱氮除磷效果差和膜污染等问题。因此,对MBR进行间歇曝气,并且向反应器中投加磁粉和絮凝剂对强化MBR脱氮除磷效果与减缓膜污染具有重要意义。本论文采用磁絮凝耦合IAMBR处理船舶生活污水,研究其除污特性,并对其膜污染状况进行了分析,主要研究内容如下:1、利用静态试验分析了磁絮凝对CODCr、氨氮、TN、TP这几种污染物指标的去除特性,并确定了单独磁絮凝工艺处理船舶生活污水时的最佳絮凝剂种类、絮凝剂投加量以及磁粉投加量。2、长期运行MBR,考察反应器对CODCr、氨氮、TN、TP的去除特性。在不同工况下连续运行IAMBR,分别考察不同运行工况下反应器对CODCr、氨氮、TN、TP的去除特性,得到最佳的间歇曝气运行工况。结果表明,IAMBR在最佳的间歇曝气运行工况下对TN的去除效果明显,其平均去除率相对于连续曝气提高了58.09%,而对TP的去除效果几乎没有影响。3、进行磁絮凝耦合IAMBR的药剂投加量试验,研究絮凝剂和磁粉的投加对反应器去除CODCr、氨氮、TN、TP的影响,并分析了絮凝剂及磁粉对TMP增长速率和污泥活性的影响,从而确定最佳的絮凝剂及磁粉投加量。最后在最佳投药量条件下连续运行磁絮凝耦合IAMBR反应器,考察了反应器对CODCr、氨氮、TN、TP的去除效果。结果显示,磁粉及絮凝剂的投加可显着提高TP的去除效果,其平均去除率提高了75.89%,并且对CODCr、NH3-N、TN的去除效果也有提升,但提升幅度并不大。4、考察了IAMBR与磁絮凝耦合IAMBR两者的膜污染情况。试验结果显示,IAMBR在曝气30min/停曝90min的工况下,膜污染速率最高,PAC和磁粉的投加能有效地延缓MBR的膜污染。最后通过对TMP、SMP、EPS及SEM等进行分析,得出了PAC和磁粉的投加使膜污染减缓的原因。经分析,PAC可以通过吸附作用降低污泥混合液中SMPc的含量,使膜污染速率减缓,而磁粉则主要是通过强化污泥中的微生物活性,使污泥中微生物的EPS与SMP的分泌量减少,从而使膜污染速率得到减缓。
尹疆[10]（2016）在《SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟》文中研究说明为研究高负荷、低碳源消耗、低氧需求与低污泥产率的城镇污水同步脱氮除磷工艺和方法,本研究结合复合生物反应器和反硝化除磷的最新研究进展,以单级序批式复合反应器（Sequencing batch hybrid reactor,SBHR）为研究对象,试验研究了反应器的快速启动、反硝化聚磷菌的富集,结合荧光原位杂交（Fluorescent in situ hybridization,FISH）技术、反向传播人工神经网络（Back propagation artificial neural network,BP-ANN）、16S rDNA高通量测序技术、以及计算流体动力学（Computation fluid dynamics,CFD）技术等,进一步研究了 SBHR反应器反硝化脱氮除磷机理、底物对氮磷去除的影响、微生物群落特征、并模拟了系统运行过程和反应器内流态,为SBHR反应器的实用化提供支持。在20～25℃、pH值为6.5～8,搅拌转速为80 r/min条件下,通过30d厌氧/缺氧/短时好氧模式的培养运行和30 d厌氧/好氧/缺氧模式的强化运行,可快速完成反硝化脱氮除磷复合微生物系统的培养与富集。SBHR系统呈现良好的脱氮除磷效果,COD、NH4+-N、TP的去除率分别达到90%、96%、90%以上。采用FISH分析发现,随着培养驯化的完成,系统中聚磷菌成为优势菌种。复合微生物培养与驯化后,研究了 SBHR系统对COD、氮和磷的转化与降解特征。单周期分析发现,周期内58.3%的COD在厌氧释磷时消耗,34.3%在好氧阶段被去除;39.2%的TN在厌氧阶段去除,50.4%的TN在好氧阶段与TP同步通过反硝化除磷过程去除。对SBHR系统运行优化后稳定运行3个月,COD、TN和TP去除效果良好,平均去除率分别达94.7%、90.7%和95.8%。借助BP-ANN模拟预测SBHR反应器的运行,结果表明,模型预测与实际值吻合度良好,全部测试样本的绝对平均误差在3.35%以下,能有效应用于SBHR反应器出水水质预测管理。权重分析发现,进水C/P对COD、TN和TP浓度的权重贡献最大,当进水C/P为31～44时SBHR系统脱氮除磷效果最佳。进一步试验验证表明,SBHR系统的最佳进水C/P应为30～45,C/N维持在10～15较好。采用16S rDNA高通量测序技术,系统分析了反应器内复合污泥的微生物多样性。结果表明,生物膜上的生物丰度略高于悬浮污泥。在细菌门水平上,变形杆菌门（Proteobateria）所占比例最高,分别占悬浮污泥和生物膜的75.2%和60.5%。由纲水平细菌群落组成可以发现,反应器系统内涵盖了变形菌门的全部5个纲:Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria、Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria和 Epsilonproteobacteria,其中Betaproteobacteria和Gammaproteobacteria占比最高,Betaproteobacteria在悬浮污泥和生物膜系统中占比分别在63.3%和40.5%左右。目级别的菌群分布较均匀,主导菌为Rhodocyclale、Burkholderiales和Xanthomonadales。悬浮污泥中的主导菌属为Rhodoferax、Dechloromonas和Pseudomonas,分别占14.0%、12.6%、10.1%。生物膜中的主导菌属为Rhodoferax、Flavobacterium、Propionivibrio和Thauera,分别占 15.4%、12.2%、10.2%、10.1%。SBHR 系统中的Rhodoferax、Dechloromonas、Pseudomonas和Propionivibrio均具有反硝化脱氮除磷能力,反硝化除磷菌为系统内优势菌群。利用FLUENT软件对SBHR系统内不同转速下的流态进行了 CFD模拟,发现剪切力在反应器内分布不均匀,主要集中在搅拌桨处。进一步对反应器内气液两相流场进行三维模拟,建立气液两相流的CFD模型,模拟不同曝气量时反应器中的气液两相流态分布。模拟显示,好氧运行时SBHR系统中存在气相分布不均的情况,反应器内存在厌氧区或缺氧区,反应器中的氧浓度差异可能对反硝化脱氮除磷产生积极作用;在缺氧运行时,由于曝气量减小,搅拌剪切力使气相分布较为均匀,反应器内呈现均匀的缺氧环境,有利于反硝化脱氮除磷的进行。系统内三维流态模拟显示反应器构造及运行模式共同对系统的反硝化除磷产生积极影响,CFD模拟可为反应器的应用提供参考。
二、好氧活性污泥阶式连续流搅拌反应器技术分析（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、好氧活性污泥阶式连续流搅拌反应器技术分析（论文提纲范文）
（1）连续流膜生物反应器中基于信号分子AHL的好氧颗粒污泥系统（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥-膜生物反应器 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥 |
| 1.1.2 膜生物反应器 |
| 1.1.3 好氧颗粒污泥-膜生物反应器 |
| 1.2 好氧颗粒污泥系统内以AHLs为介导的群体感应 |
| 1.2.1 群体感应 |
| 1.2.2 颗粒化过程中以AHLs为介导的群体感应 |
| 1.3 课题的研究意义 |
| 1.4 课题来源与研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题研究内容及研究路线 |
| 1.5 本文创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置与材料 |
| 2.1.1 内循环流膜生物反应器 |
| 2.1.2 试验装置材料 |
| 2.2 合成废水 |
| 2.3 好氧颗粒污泥 |
| 2.4 信号分子AHLs的分析方法 |
| 2.4.1 好氧颗粒污泥中信号分子AHLs的提取 |
| 2.4.2 信号分子的定性与定量 |
| 2.4.3 信号分子标准物质及仪器检测参数 |
| 2.5 胞外聚合物的分析方法 |
| 2.6 微生物群落结构的分析方法 |
| 2.7 其他分析方法 |
| 2.8 实验所需试剂及仪器 |
| 第三章 好氧颗粒污泥-膜生物反应器的运行 |
| 3.1 反应器运行 |
| 3.2 好氧颗粒污泥的培养 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 反应器内微生物群落结构演替及以AHLs为介导的群体感应分析 |
| 4.1 污泥样品的收集 |
| 4.2 信号分子AHLs分析 |
| 4.3 胞外聚合物分析 |
| 4.4 微生物分析 |
| 4.4.1 微生物群落的丰富度与多样性 |
| 4.4.2 微生物群落结构演替 |
| 4.5 好氧颗粒污泥内以AHLs为介导的群体感应 |
| 4.5.1 好氧颗粒污泥内信号分子与胞外聚合物的关系 |
| 4.5.2 微生物群落结构与信号分子及胞外聚合物的关系 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（2）好氧颗粒污泥连续流工艺脱氮除磷性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 好氧颗粒污泥工艺研究现状 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥形成影响因素研究 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥工艺运行研究 |
| 1.3 好氧颗粒污泥机理研究现状 |
| 1.3.1 好氧颗粒污泥形成机理研究 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥去除机理研究 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验用水和接种污泥 |
| 2.2.1 试验用水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 常规分析项目与检测方法 |
| 2.3.1 常规理化性质分析 |
| 2.3.2 EPS提取和分析方法 |
| 2.3.3 常规计算方法 |
| 2.4 分子生物学技术 |
| 2.4.1 高通量测序技术 |
| 2.4.2 原位荧光杂交技术 |
| 第3章 AGS-CF工艺启动及影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AGS-CF工艺启动 |
| 3.2.1 试验方案 |
| 3.2.2 启动过程中脱氮除磷性能分析 |
| 3.2.3 启动过程中好氧颗粒污泥特征分析 |
| 3.3 曝气模式对AGS-CF工艺影响研究 |
| 3.3.1 试验方案 |
| 3.3.2 曝气模式对脱氮除磷性能影响 |
| 3.3.3 曝气模式对好氧颗粒污泥特征影响 |
| 3.4 间歇模式对AGS-CF工艺影响研究 |
| 3.4.1 试验方案 |
| 3.4.2 间歇模式对脱氮除磷性能影响 |
| 3.4.3 间歇模式对好氧颗粒污泥特征影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 内循环AGS-CF工艺特性及稳定运行研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 内循环AGS-CF工艺有机负荷特性研究 |
| 4.2.1 试验方案 |
| 4.2.2 不同有机负荷下脱氮除磷性能分析 |
| 4.2.3 不同有机负荷下好氧颗粒污泥特征分析 |
| 4.3 内循环AGS-CF工艺稳定运行研究 |
| 4.3.1 试验方案 |
| 4.3.2 不同HRT下脱氮除磷性能分析 |
| 4.3.3 不同HRT下好氧颗粒污泥特征分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 内循环AGS-CF工艺微生物群落结构及机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 AGS-CF工艺微生物群落结构分析 |
| 5.2.1 微生物多样性分析 |
| 5.2.2 AGS-CF工艺启动过程中微生物群落结构分析 |
| 5.2.3 曝气模式对微生物群落结构影响 |
| 5.2.4 间歇模式对微生物群落结构影响 |
| 5.3 内循环AGS-CF工艺微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 微生物多样性分析 |
| 5.3.2 不同有机负荷下微生物群落结构分析 |
| 5.3.3 不同HRT下微生物群落结构分析 |
| 5.4 内循环AGS-CF工艺机理分析 |
| 5.4.1 好氧颗粒污泥脱氮除磷机理分析 |
| 5.4.2 好氧颗粒污泥稳定性机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）微生物电化学系统强化SANI工艺处理含硫酸盐高氨氮废水的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 氨氮废水来源及处理技术 |
| 1.2.1 氨氮废水来源与危害 |
| 1.2.2 氨氮废水处理技术概述 |
| 1.3 异养硫酸盐还原-自养反硝化-硝化(SANI)一体化工艺研究进展 |
| 1.3.1 SANI工艺简介 |
| 1.3.2 SANI工艺原理 |
| 1.3.3 SANI工艺研究进展 |
| 1.4 微生物电化学系统在废水处理领域的应用 |
| 1.4.1 微生物电化学系统简介及原理 |
| 1.4.2 微生物电化学系统应用于废水脱氮的研究 |
| 1.4.3 微生物电化学系统应用于硫酸盐还原的研究 |
| 1.5 存在问题及研究思路 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 SANI工艺的构建 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.3 菌种来源及模拟液组成 |
| 2.1.4 菌落驯化富集及反应器启动 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.2.1 总有机碳(TOC)的检测 |
| 2.2.2 含氮化合物的检测 |
| 2.2.3 含硫化合物的检测 |
| 2.2.4 其他参数检测及生物样品表征 |
| 3 SANI工艺应用于含硫酸盐高氨氮废水的处理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 SANI工艺的构建与运行 |
| 3.2.2 分析测试方法 |
| 3.2.3 效率计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 长期运行过程中SANI工艺各腔室pH及TOC变化 |
| 3.3.2 长期运行过程中SANI工艺各腔室N、S的转化 |
| 3.3.3 不同S/N对SANI工艺pH及TOC的影响 |
| 3.3.4 不同S/N对SANI工艺的N转化及S回收的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 微生物电化学系统中生物阴极的构建及应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器及营养液组成 |
| 4.2.2 亲氢气自养菌的驯化方法 |
| 4.2.3 氢自养反硝化及氢自养硫酸盐还原生物阴极的构建方法 |
| 4.2.4 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氢自养反硝化菌与氢自养型硫酸盐还原菌驯化结果 |
| 4.3.2 不同电势条件下氢自养型反硝化生物阴极脱氮性能 |
| 4.3.3 不同电流及进水pH对氢自养型硫酸盐还原生物阴极的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 氢自养型反硝化生物阴极耦合SANI工艺强化脱氮的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 模拟废水组成 |
| 5.2.2 耦合体系启动及运行参数 |
| 5.2.3 分析测试方法 |
| 5.2.4 库伦效率计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氢自养型反硝化生物阴极对耦合体系pH及脱氮效率的影响 |
| 5.3.2 氢自养型反硝化生物阴极对耦合体系硫转化机制的影响 |
| 5.3.3 氢自养型反硝化生物阴极及MEC阳极的作用机制 |
| 5.3.4 耦合体系各腔室菌落分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 氢自养型硫酸盐还原生物阴极耦合SANI工艺强化脱氮的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 模拟废水组成 |
| 6.2.2 耦合体系启动及运行参数 |
| 6.2.3 分析测试方法 |
| 6.2.4 硫利用效率表征与计算 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 氢自养型硫酸盐还原生物阴极对耦合体系脱氮效率的影响 |
| 6.3.2 氢自养型硫酸盐还原生物阴极对耦合体系S转化的影响 |
| 6.3.3 氢自养型硫酸盐还原生物阴极对耦合体系TONs的影响 |
| 6.3.4 耦合体系S转化机理研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 存在问题与建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（4）自生电场膜生物反应器中污染物去除及膜污染行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 膜生物反应器技术概述 |
| 1.1.1 膜生物反应器的定义及特点 |
| 1.1.2 膜生物反应器技术的应用现状 |
| 1.1.3 膜污染及其控制技术研究进展 |
| 1.2 电场缓解膜污染技术研究进展 |
| 1.2.1 电场缓解膜污染的基本原理 |
| 1.2.2 电场缓解膜污染技术研究进展 |
| 1.3 导电微滤膜及其在MBR中的应用研究进展 |
| 1.3.1 导电膜材料的分类及特点 |
| 1.3.2 导电微滤膜制备技术研究进展 |
| 1.3.3 导电微滤膜在MBR中的应用研究进展 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 第二章 导电微滤膜的制备及性质表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 液相还原法制备铜纳米线 |
| 2.2.3 铜纳米线导电微滤膜的制备 |
| 2.2.4 分析测试项目与方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 所得铜纳米线的基本性质 |
| 2.3.2 所得导电微滤膜的过滤性能 |
| 2.3.3 所得导电微滤膜的抗污染性能 |
| 2.3.4 所得导电微滤膜的电化学性能 |
| 2.3.5 所得导电微滤膜的表观形貌及元素组成 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 自生电场MBR的运行特性初探 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 序批式SEF-MBR装置的构建 |
| 3.2.3 运行条件及方法 |
| 3.2.4 分析测试项目与方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 自生电场强度及功率密度 |
| 3.3.2 膜通量的变化情况 |
| 3.3.3 膜面污染层的组成分析 |
| 3.3.4 膜面污染层的图像观察 |
| 3.3.5 COD去除效果 |
| 3.3.6 脱氮除磷效果 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 电极间距对自生电场MBR运行特性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 连续运行SEF-MBR装置的构建 |
| 4.2.3 运行条件及方法 |
| 4.2.4 分析测试项目与方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 反应器的启动及稳定运行 |
| 4.3.2 电极间距对自生电场强度的影响 |
| 4.3.3 电极间距下的跨膜压差变化 |
| 4.3.4 电极间距对COD去除效果的影响分析 |
| 4.3.5 电极间距对脱氮效果的影响分析 |
| 4.3.6 电极间距对除磷效果的影响分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 自生电场强度对污泥性质的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 装置结构 |
| 5.2.3 运行条件及方法 |
| 5.2.4 分析测试项目与方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 反应器运行性能 |
| 5.3.2 自生电场强度对污泥浓度的影响 |
| 5.3.3 自生电场强度对微生物活性的影响 |
| 5.3.4 自生电场强度对污泥EPS组成及含量的影响 |
| 5.3.5 自生电场强度对污泥无机物含量的影响 |
| 5.3.6 自生电场强度对污泥含水率的影响 |
| 5.3.7 自生电场改善污泥性质的机理分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 自生电场MBR的膜污染行为分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 装置结构 |
| 6.2.3 运行条件及方法 |
| 6.2.4 分析测试项目与方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 反应器启动运行 |
| 6.3.2 TMP变化情况 |
| 6.3.3 膜面污染物结构分析 |
| 6.3.4 膜生物污染层的成长过程解析 |
| 6.3.5 自生电场缓解膜污染的机理分析 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 展望 |
| 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
（5）剩余污泥MFC连续流污泥减量及驱动电芬顿原位降解抗生素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号与缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 剩余污泥的产生及原位减量技术 |
| 1.1.1 剩余污泥的产生 |
| 1.1.2 剩余污泥的理化性质 |
| 1.1.3 剩余污泥的原位减量技术 |
| 1.2 抗生素概述 |
| 1.2.1 抗生素的发展和分类 |
| 1.2.2 水体环境中抗生素的来源及归趋 |
| 1.2.3 抗生素在水体环境中的危害 |
| 1.2.4 抗生素的测定和降解方法 |
| 1.3 微生物燃料电池技术 |
| 1.3.1 微生物燃料电池的由来 |
| 1.3.2 微生物燃料电池的结构及原理 |
| 1.3.3 微生物燃料电池的电化学计算 |
| 1.3.4 微生物燃料电池废水处理及污泥减量化研究进展 |
| 1.4 生物电芬顿技术 |
| 1.4.1 生物电芬顿技术原理 |
| 1.4.2 生物电芬顿系统的主要影响因素 |
| 1.4.3 生物电芬顿技术研究进展及应用 |
| 1.5 本文主要研究内容与技术路线 |
| 2 实验材料与分析方法 |
| 2.1 化学药品及实验材料制备 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.2.1 电化学分析方法 |
| 2.2.2 水质分析检测 |
| 2.2.3 膜污染分析 |
| 2.2.4 其它分析 |
| 3 膜过滤耦合斜板阳极连续运行SMFC |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验目的 |
| 3.3 反应器的构建及运行参数 |
| 3.3.1 膜过滤耦合斜板阳极SMFC的构型 |
| 3.3.2 接种和运行条件 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 InPSMFC的产电性能 |
| 3.4.2 InPSMFC的污泥减量效果及污泥性能改善 |
| 3.4.3 InPSMFC的污水处理效果 |
| 3.4.4 InPSMFC的膜污染控制效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 碳化气凝胶阴极电芬顿系统降解抗生素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验目的 |
| 4.3 电极制备及反应器构建 |
| 4.3.1 γ-FeOOH GPCA的制备 |
| 4.3.2 反应器结构及运行条件 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 GPCA材料的碳化过程 |
| 4.4.2 γ-FeOOH GPCA阴极的表征 |
| 4.4.3 GO添加量对γ-FeOOH GPCA阴极的影响 |
| 4.4.4 γ-FeOOH负载量对SMX降解效率的影响 |
| 4.4.5 电流强度对SMX降解及矿化效率的影响 |
| 4.4.6 GPCA/CF-EF系统与CF/CF-EF系统的比较 |
| 4.4.7 SMX在GPCA/CF-EF系统中的矿化反应路径分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 SMFC-E-Fenton系统原位降解抗生素研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验目的 |
| 5.3 反应器构建及运行参数 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 活性污泥对SMX及NOR的吸附和降解效果 |
| 5.4.2 SMFC-E-Fenton中SMX和NOR的降解效果 |
| 5.4.3 SMFC-E-Fenton的电化学性能 |
| 5.4.4 SMFC-E-Fenton系统中抗生素降解机理及质量平衡 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（6）基于生物亲和性载体连续流MBBR的同步硝化反硝化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮原理的发展 |
| 1.2.1 传统的生物脱氮原理 |
| 1.2.2 新型生物脱氮原理 |
| 1.3 生物脱氮工艺的发展 |
| 1.3.1 活性污泥法生物脱氮工艺 |
| 1.3.2 生物膜法脱氮处理工艺 |
| 1.4 移动床生物膜反应器概述 |
| 1.4.1 移动床生物膜反应器的产生 |
| 1.4.2 移动床生物膜反应器的特点 |
| 1.4.3 移动床生物膜反应器的发展和应用 |
| 1.4.4 移动床生物膜反应器中悬浮生物载体的作用 |
| 1.5 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验材料、方法及内容 |
| 2.1 载体的制备 |
| 2.1.1 载体制备的原料及设备 |
| 2.1.2 载体制备的方法 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验仪器设备 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验用水 |
| 2.3 分析项目及测定方法 |
| 2.3.1 载体的物理性能测试 |
| 2.3.2 水质化学分析方法 |
| 2.3.3 载体生物性能指标测试 |
| 3 新型生物亲和性载体加速MBBR挂膜启动的研究 |
| 3.1 载体的物理性能表征 |
| 3.2 实验装置及运行条件 |
| 3.3 生物膜的生长过程 |
| 3.4 挂膜启动过程COD、NH_4~+-N浓度的变化 |
| 3.5 挂膜启动后稳定运行时COD、NH_4~+-N、TN出水浓度的变化 |
| 3.6 生物膜的SEM表征 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 连续流式MBBR-SND的脱氮研究 |
| 4.1 实验装置及运行条件 |
| 4.2 不同DO、T及 C/N浓度下连续流MBBR-SND的去除效果 |
| 4.2.1 不同DO水平对连续流MBBR-SND的影响 |
| 4.2.2 不同温度水平下对连续流MBBR-SND的影响 |
| 4.2.3 不同C/N对连续流MBBR-SND的影响 |
| 4.3 MBBR-SND系统内微生物高通量测序分析 |
| 4.3.1 系统的多样性指数分析 |
| 4.3.2 不同分类水平下的细菌群落分析 |
| 4.4 MBBR-SND对实际生活污水的去除效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）接触氧化旁路处理工艺净化重度污染河水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 旁路治理技术的研究与应用现状 |
| 1.2.1 旁路处理技术 |
| 1.2.2 旁路处理工艺 |
| 1.3 接触氧化技术研究进展 |
| 1.4 课题研究目的和内容 |
| 1.4.1 课题研究目的 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 混凝沉淀-接触氧化工艺小试实验装置 |
| 2.1.2 混凝沉淀-接触氧化工艺生产性试验实验装置 |
| 2.1.3 前置反硝化-接触氧化工艺小试实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 混凝沉淀-接触氧化工艺小试实验材料 |
| 2.2.2 混凝沉淀-接触氧化工艺生产性试验实验材料 |
| 2.2.3 前置反硝化-接触氧化工艺实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 混凝沉淀-接触氧化工艺小试实验方法 |
| 2.3.2 混凝沉淀-接触氧化工艺生产性试验实验方法 |
| 2.3.3 前置反硝化-接触氧化工艺小试实验方法 |
| 2.4 检测方法 |
| 第3章 混凝沉淀-接触氧化工艺小试实验研究 |
| 3.1 预处理混凝沉淀实验研究 |
| 3.1.1 混凝剂投加范围的确定 |
| 3.1.2 混凝沉淀对COD的去除效果 |
| 3.1.3 混凝沉淀对SS的去除效果 |
| 3.2 填料比选研究 |
| 3.2.1 闷曝挂膜阶段污染物的去除效果 |
| 3.2.2 连续运行阶段污染物的去除效果 |
| 3.3 影响因素研究 |
| 3.3.1 气水比对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.2 水力停留时间对污染物去除效果的影响 |
| 3.3.3 生化系统耐污染物浓度的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混凝沉淀-接触氧化工艺生产性试验研究 |
| 4.1 预处理混凝沉淀系统的研究 |
| 4.1.1 预处理混凝沉淀系统对SS的去除效果 |
| 4.1.2 预处理混凝沉淀系统对COD的去除效果 |
| 4.2 接触氧化系统的挂膜启动 |
| 4.2.1 一级接触氧化生物滤池挂膜启动 |
| 4.2.2 二级接触氧化生物滤池挂膜启动 |
| 4.3 系统运行参数的优化 |
| 4.3.1 气水比的优化 |
| 4.3.2 水力停留时间的优化 |
| 4.3.3 反冲洗时间的优化 |
| 4.4 生产性试验项目运行成本分析 |
| 4.4.1 电费 |
| 4.4.2 药剂费 |
| 4.4.3 污泥处置费 |
| 4.4.4 人员工资费 |
| 4.4.5 生产型试验项目运行吨水成本 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 前置反硝化-接触氧化工艺小试实验研究 |
| 5.1 反硝化系统挂膜启动 |
| 5.1.1 挂膜启动阶段COD的去除效果 |
| 5.1.2 挂膜启动阶段NO_3~--N的去除效果 |
| 5.2 影响因素研究 |
| 5.2.1 回流比对系统去除效能的影响 |
| 5.2.2 水力停留时间对生化系统去除效能的影响 |
| 5.2.3 气水比对硝化系统去除效能的影响 |
| 5.3 稳定期系统的运行特性 |
| 5.3.1 稳定期系统对COD的去除效果 |
| 5.3.2 稳定期系统对NH_3-N的去除效果 |
| 5.3.3 稳定期系统对TN的去除效果 |
| 5.3.4 生化系统对SS的去除效果 |
| 5.3.5 稳定期系统碱度的变化 |
| 5.4 与混凝沉淀-接触氧化小试工艺对比 |
| 5.4.1 运行效果比较分析 |
| 5.4.2 运行成本比较分析 |
| 5.5 前置反硝化-接触氧化工艺技术与经济性评估 |
| 5.5.1 两种工艺技术方案设计 |
| 5.5.2 技术经济比较 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）微藻膜反应器处理海水养殖废水效能及膜污染特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 海水养殖废水的产生及处理 |
| 1.2.1 海水养殖废水的产生及特点 |
| 1.2.2 海水养殖废水的处理工艺 |
| 1.3 膜生物反应器的研究现状 |
| 1.3.1 膜生物反应器的产生及发展 |
| 1.3.2 膜生物反应器的研究现状 |
| 1.4 微藻在水处理中的研究现状 |
| 1.5 膜污染现状研究 |
| 1.5.1 膜污染基本概念 |
| 1.5.2 膜污染的分类 |
| 1.6 研究内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料及反应装置 |
| 2.1.1 实验材料及仪器设备 |
| 2.1.2 实验用水水质 |
| 2.1.3 微藻藻种来源及培养 |
| 2.1.4 实验装置 |
| 2.2 水质分析方法 |
| 2.3 微藻的采集与生物量测定 |
| 2.4 反应器膜污染情况 |
| 2.5 SMP和 EPS分析 |
| 2.5.1 SMP和 EPS的提取 |
| 2.5.2 SMP和 EPS含量的测定 |
| 2.5.3 SMP和 EPS的红外光谱分析 |
| 2.5.4 SMP和 EPS的三维荧光光谱分析 |
| 2.5.5 SMP和 EPS的紫外-可见光谱分析 |
| 第3章 微藻藻种的选择和膜反应器的启动 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 微藻藻种的选择 |
| 3.2.1 四种微藻的生物量增长情况 |
| 3.2.2 四种微藻的脱氮除磷效能 |
| 3.3 普通微藻膜反应器处理海水养殖废水性能 |
| 3.3.1 普通微藻膜反应器的生物量增长情况 |
| 3.3.2 普通微藻膜反应器的氮素去除效能 |
| 3.3.3 普通微藻膜反应器的总磷去除效能 |
| 3.4 流化床微藻膜反应器处理海水养殖废水效能 |
| 3.4.1 流化床微藻膜反应器的微藻生长情况 |
| 3.4.2 流化床微藻膜反应器的氮素去除效能 |
| 3.4.3 流化床微藻膜反应器的总磷去除效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同运行参数下流化床微藻膜反应器性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同培养模式对流化床微藻膜反应器的影响 |
| 4.2.1 不同培养模式对微藻生长的影响 |
| 4.2.2 不同培养模式对氨氮去除的影响 |
| 4.2.3 不同培养模式对总磷去除的影响 |
| 4.3 进水TOC浓度对流化床微藻膜反应器的影响 |
| 4.3.1 进水TOC浓度对微藻生长的影响 |
| 4.3.2 进水TOC浓度对氮素去除的影响 |
| 4.3.3 进水TOC浓度对总磷去除的影响 |
| 4.3.4 进水TOC浓度对有机物去除的影响 |
| 4.4 进水pH对流化床微藻膜反应器的影响 |
| 4.4.1 进水pH值对微藻生长的影响 |
| 4.4.2 进水pH值对氨氮去除的影响 |
| 4.4.3 进水pH值对总磷去除的影响 |
| 4.5 进水N/P对流化床微藻膜反应器的影响 |
| 4.5.1 进水N/P对微藻生长的影响 |
| 4.5.2 进水N/P对氨氮去除的影响 |
| 4.5.3 进水N/P对总磷去除的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 流化床微藻膜反应器的膜污染特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 TMP变化趋势 |
| 5.3 EPS膜污染特性分析 |
| 5.3.1 EPS含量及组成 |
| 5.3.2 EPS的红外特性 |
| 5.3.3 EPS的三维荧光特性 |
| 5.3.4 EPS的紫外光谱 |
| 5.4 SMP膜污染特性分析 |
| 5.4.1 SMP含量及组成 |
| 5.4.2 SMP的红外特性 |
| 5.4.3 SMP的三维荧光特性 |
| 5.4.4 SMP的紫外光谱 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（9）磁絮凝耦合IAMBR工艺处理船舶生活污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 船舶生活污水的特点及危害 |
| 1.2.1 船舶生活污水的来源及特点 |
| 1.2.2 船舶生活污水对水环境的危害 |
| 1.3 船舶生活污水排放法规及处理技术的发展 |
| 1.3.1 国内外船舶生活污水的排放法规 |
| 1.3.2 国内外船舶生活污水处理技术的研究现状 |
| 1.4 膜生物反应器在船舶生活污水处理中的应用 |
| 1.4.1 膜生物反应器的技术简介及特点 |
| 1.4.2 膜生物反应器处理船舶生活污水国内外现状 |
| 1.4.3 膜生物反应器处理船舶生污水存在问题 |
| 1.5 膜生物反应器的膜污染控制与强化脱氮除磷技术 |
| 1.5.1 膜生物反应器的膜污染控制技术 |
| 1.5.2 膜生物反应器强化除磷技术 |
| 1.5.3 膜生物反应器强化脱氮技术 |
| 1.6 本研究的目的、意义和内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 研究的主要内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及运行条件 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验运行条件 |
| 2.2 接种污泥、试验用水及试验试剂 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.2.3 试验试剂 |
| 2.3 检测与分析方法 |
| 2.3.1 常规水质检测指标 |
| 2.3.2 EPS和SMP的提取与分析 |
| 2.3.3 扫描电镜图像分析 |
| 2.3.4 脱氢酶活性分析 |
| 第3章 磁絮凝处理船舶生活污水 |
| 3.1 絮凝试验 |
| 3.1.1 絮凝试验的试验方法 |
| 3.1.2 不同絮凝剂对COD_(Cr)的去除特性分析 |
| 3.1.3 不同絮凝剂对氨氮的去除特性分析 |
| 3.1.4 不同絮凝剂对TN的去除特性分析 |
| 3.1.5 不同絮凝剂对TP的去除特性分析 |
| 3.2 磁絮凝试验 |
| 3.2.1 磁絮凝试验的试验方法 |
| 3.2.2 磁絮凝工艺对COD_(Cr)的去除特性分析 |
| 3.2.3 磁絮凝工艺对氨氮的去除特性分析 |
| 3.2.4 磁絮凝工艺对TN的去除特性分析 |
| 3.2.5 磁絮凝工艺对TP的去除特性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 IAMBR处理船舶生活污水 |
| 4.1 MBR的除污特性研究 |
| 4.1.1 MBR对COD_(Cr)的去除特性分析 |
| 4.1.2 MBR对氨氮的去除特性分析 |
| 4.1.3 MBR对TN的去除特性分析 |
| 4.1.4 MBR对TP的去除特性分析 |
| 4.2 IAMBR在不同运行工况下的除污特性研究 |
| 4.2.0 IAMBR运行条件 |
| 4.2.1 不同工况下IAMBR对COD_(Cr)的去除特性分析 |
| 4.2.2 不同工况下IAMBR对氨氮的去除特性分析 |
| 4.2.3 不同工况下IAMBR对TN的去除特性分析 |
| 4.2.4 不同工况下IAMBR对TP的去除特性分析 |
| 4.3 IAMBR的膜污染分析 |
| 4.3.1 间歇曝气对TMP的影响 |
| 4.3.2 间歇曝气时EPS、SMP的变化 |
| 4.3.3 间歇曝气时膜污染的微观分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 磁絮凝耦合IAMBR处理船舶生活污水 |
| 5.1 磁絮凝耦合IAMBR最佳投药量试验 |
| 5.1.1 絮凝剂投加量试验 |
| 5.1.2 磁粉投加量实验 |
| 5.2 磁絮凝耦合IAMBR的除污特性研究 |
| 5.2.0 磁絮凝耦合IAMBR试验装置及运行条件 |
| 5.2.1 磁絮凝耦合IAMBR对COD_(Cr)的去除特性分析 |
| 5.2.2 磁絮凝耦合IAMBR对氨氮的去除特性分析 |
| 5.2.3 磁絮凝耦合IAMBR对TN的去除特性分析 |
| 5.2.4 磁絮凝耦合IAMBR对TP的去除特性分析 |
| 5.3 磁絮凝耦合IAMBR膜污染分析 |
| 5.3.1 磁絮凝耦合IAMBR的TMP变化 |
| 5.3.2 磁絮凝耦合IAMBR的EPS、SMP变化 |
| 5.3.3 磁絮凝耦合IAMBR的膜污染微观分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 引言 |
| 1.1. 生物脱氮除磷机理 |
| 1.1.1. 氮在污水中的存在形态及其去除机理 |
| 1.1.2. 磷在污水中的存在形态及其去除机理 |
| 1.2. 生物脱氮除磷理论研究进展 |
| 1.2.1. 反硝化除磷脱氮理论 |
| 1.2.2. 反硝化聚磷微生物 |
| 1.3. 反硝化脱氮除磷工艺 |
| 1.3.1. 单污泥SBR及其改进工艺 |
| 1.3.2. 好氧颗粒污泥工艺 |
| 1.3.3. A~2N工艺与其改进工艺 |
| 1.3.4. Dephanox工艺 |
| 1.4. 复合生物反应器 |
| 1.4.1. 国外复合生物反应器研究 |
| 1.4.2. 国内复合生物反应器研究 |
| 1.5. 数学模拟技术在污水处理工程中的应用 |
| 1.6. 课题的提出 |
| 1.7. 论文的主要内容 |
| 2. SBHR反硝化除磷系统的建立 |
| 2.1. 试验材料与方法 |
| 2.1.1. 试验用水 |
| 2.1.2. 接种污泥 |
| 2.2. 试验装置 |
| 2.3. 分析项目与方法 |
| 2.3.1. 水样的处理和保存 |
| 2.3.2. 主要仪器和设备 |
| 2.3.3. 水质检测方法 |
| 2.3.4. FISH技术操作步骤 |
| 2.4. SBHR反应器的快速启动 |
| 2.4.1. 复合微生物体系的培养与挂膜 |
| 2.4.2. SBHR强化反硝化除磷 |
| 2.4.3. 悬浮污泥沉降性能 |
| 2.5. 单个运行周期内同步脱氮除磷特性 |
| 2.5.1. 厌氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.5.2. 好氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.5.3. 缺氧阶段脱氮除磷特性 |
| 2.6. SBHR稳定运行 |
| 2.6.1. 稳定运行工况 |
| 2.6.2. 稳定运行阶段SBHR的脱氮除磷效果 |
| 2.7. 不同运行时期聚磷菌与聚糖菌的FISH分析 |
| 2.8. 本章小结 |
| 3. SBHR系统人工神经网络建模及影响因子研究 |
| 3.1. 基于人工神经网络的SBHR系统研究 |
| 3.1.1. 人工神经网络原理与算法 |
| 3.1.2. BP-ANN的运行参数 |
| 3.1.3. BP-ANN建模样本 |
| 3.1.4. 样本组仿真 |
| 3.1.5. SBHR系统的BP-ANN仿真 |
| 3.1.6. 基于BP-ANN训练结果的权重分析 |
| 3.2. C/N和C/P对SBHR系统强化脱氮除磷的影响 |
| 3.2.1. 试验设计 |
| 3.2.2. 试验方法 |
| 3.2.3. 进水C/N对SBHR系统脱氮除磷性能的影响 |
| 3.2.4. 进水C/P对SBHR系统脱氮除磷性能的影响 |
| 3.3. SBHR系统与相似系统的比较 |
| 3.4. 本章小结 |
| 4. SBHR系统的菌群结构 |
| 4.1. 材料与方法 |
| 4.1.1. 污泥样品 |
| 4.1.2. 试剂和仪器 |
| 4.2. 16S rDNA高通量测序分析 |
| 4.2.1. 基因组提取 |
| 4.2.2. PCR扩增 |
| 4.2.3. 第二轮扩增 |
| 4.2.4. 定量混合 |
| 4.3. 微生物群落结构分析 |
| 4.3.1. 门分类级别上的主导菌群 |
| 4.3.2. 基于MEGAN的微生物分类分析 |
| 4.3.3. 纲水平的微生物群落组成 |
| 4.3.4. 目分类级别上的主导菌群 |
| 4.3.5. 属水平的微生物群落组成 |
| 4.4. 基于genus水平的微生物进化树分析 |
| 4.5. 本章小结 |
| 5. 基于CFD的SBHR系统流体力学模拟 |
| 5.1. CFD求解过程 |
| 5.2. SBHR系统计算几何模型的建立 |
| 5.2.1. SBHR网格划分 |
| 5.2.2. SBHR系统桨叶处理方式 |
| 5.2.3. 搅拌转速对剪切速率影响的模拟 |
| 5.3. SBHR系统气-液搅拌两相流模拟 |
| 5.3.1. 好氧阶段的CFD模拟 |
| 5.3.2. 缺氧阶段的CFD模拟 |
| 5.4. 本章小结 |
| 6. 结论与研究展望 |
| 6.1. 结论 |
| 6.2. 创新点 |
| 6.3. 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
四、好氧活性污泥阶式连续流搅拌反应器技术分析（论文参考文献）
- [1]连续流膜生物反应器中基于信号分子AHL的好氧颗粒污泥系统[D]. 岳展. 广东工业大学, 2020
- [2]好氧颗粒污泥连续流工艺脱氮除磷性能及机理研究[D]. 李帅. 哈尔滨工业大学, 2020
- [3]微生物电化学系统强化SANI工艺处理含硫酸盐高氨氮废水的研究[D]. 武高明. 浙江大学, 2020
- [4]自生电场膜生物反应器中污染物去除及膜污染行为研究[D]. 印霞棐. 江南大学, 2019(05)
- [5]剩余污泥MFC连续流污泥减量及驱动电芬顿原位降解抗生素研究[D]. 王月竹. 大连理工大学, 2019(06)
- [6]基于生物亲和性载体连续流MBBR的同步硝化反硝化性能研究[D]. 贾光跃. 大连理工大学, 2019(02)
- [7]接触氧化旁路处理工艺净化重度污染河水的研究[D]. 焦恒恒. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [8]微藻膜反应器处理海水养殖废水效能及膜污染特性研究[D]. 马航. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [9]磁絮凝耦合IAMBR工艺处理船舶生活污水的试验研究[D]. 王天琪. 哈尔滨工程大学, 2018(12)
- [10]SBHR系统反硝化脱氮除磷特征与模拟[D]. 尹疆. 北京林业大学, 2016(04)