一、单级生物膜法脱氮机理及影响因素（论文文献综述）
艾胜书[1]（2021）在《基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究》文中研究指明传统生物脱氮除磷工艺在完成脱氮除磷过程,多数是在两个或多个独立的反应装置中进行,或是在时间上造成交替好氧和缺氧环境的同一个反应装置中进行,工艺存在建设投资和运行费用较高,占地面积大等特点。而寒区城市污水处理往往还存在冬季低温运行不稳定、进水碳氮比低和耐冲击负荷能力差等问题。本文在总结污水生物脱氮除磷理论与技术研究和应用的基础上,从构建反应器内混合液循环流态强化活性污泥性能和提升物质传递利用效率的角度出发,研制了一种在同一空间内同时存在不同氧环境原位污染物同步去除的气升式微压双循环多生物相反应器（Airlift Micro-pressure Dual-circulation Bioreactor,AL-MPDR）。为了探明AL-MPDR的污水处理性能及污染物同步去除机理,为反应器的推广应用奠定理论与技术基础,本文开展了反应器流场特性研究和不同规模城市污水处理性能研究。首先,利用数值模拟和反应器实测手段研究了AL-MPDR的流场特性。研究表明:数值模拟的反应器液相循环流态随着曝气强度增大逐渐呈现中间流速低,四周流速高趋势,且在曝气量为0.6m3/h时,液相循环流态最稳定,中心区域流速最低,并以反应器主反应区几何中心呈均匀对称分布。通过流态清水验证试验进一步证明了反应器内能够形成循环流态,且循环时间随曝气强度增大而变小。而受反应器内液相流态的影响,反应器内不同区域标准氧总转移系数KLas差异也较大,在曝气量为0.6m3/h时,KLas变化差异最大,外围区域达到0.4529,中心区域只有0.1822,此时的液相流态最稳定。也正因为反应器内的特殊循环流态,致使反应器具有了以中心区域溶解氧值低、外围区域溶解氧值高的氧梯度分布规律,和中心区域高、外围区域低、反应器出口更低的污泥浓度分布规律的流场特性。在结合反应器流场特性研究的基础上,对反应器污染物同步去除性能及机理进行研究。研究表明:在曝气强度分别为0.104 L/（min·L）、0.156 L/（min·L）和0.208 L/（min·L）,水力停留时间（hydraulic retention time,HRT）分别为8h、10h、12h和14h的运行条件下,AL-MPDR均表现较强的碳氮磷同步去除效果,并以同步硝化反硝化的脱氮机制完成了氮的去除。反应器内的氧梯度环境是影响反应器内不同区域微生物群落存在差异性的主要因素,特殊的流场特征使反应器内同时富集了具有硝化功能的Haliangium和Nitrospira、反硝化功能的Acinetobacter和Zoogloea、以及反硝化除磷功能的Rhodoferax和Aeromonas等多种功能菌属完成污染物的同步去除,且系统具备完整的有机物、氮磷代谢途径。针对我国城市污水存在低温、低C/N的特征,结合AL-MPDR具有的流场特性及脱氮除磷机制,分别研究了低温和低C/N下的AL-MPDR污染物同步去除性能及机制。研究结果表明:针对我国北方城市污水四季温度变化大特点,采取常温低污泥浓度、低温高污泥浓度的运行模式。反应器稳定运行后出水COD、NH4+-N、TN和TP分别保持在40mg/L、5mg/L、15 mg/L和0.5 mg/L以下,仍保持较强的污染物同步去除性能。低温下反应器内TTC脱氢酶活性降低,胞外聚合物含量增加。但随着温度的降低和运行条件的改变,反应器内Bacteroidetes、Gemmatimonadetes、Nitrospirae和Firmicutes菌门相对丰度增大,一些耐冷、嗜冷菌属,如Flavobacterium、Zoogloea和Rhodobacter相对丰度也明显增大。此外,Haliangium、Nitrospira和Aeromonas等脱氮除磷功能菌群的相对丰度也略有增加。这些功能菌属在反应器内富集,形成优势菌群,保证了反应器低温运行效果。在进水C/N比为3.2～9.4之间运行条件下,反应器均保持较高的有机物、氮磷污染物同步去除能力。随着C/N比降低,反应器内活性污泥沉降性能并未受到显着影响,只是小粒径污泥占比越来越多,但反应器内同步硝化反硝化效果并未受缺氧微环境的影响,此时的平均SND率仍为88.67%。反应器内微生物群落丰度和多样性随C/N比降低均略有升高,Denitratisoma、Thauera和Aeromonas等特殊功能菌属在反应器内富集,并且相对丰度提高,使系统可能存在短程硝化反硝化、自养反硝化和反硝化除磷等生物脱氮除磷机制,进而大大降低了反应器生物系统对碳源的需求,确保了反应器在低C/N比下的运行效果。在实验室小试研究基础上,对AL-MPDR装置进行了为期368天的现场中试性能研究。结果表明:在进水水温为6.9～16℃,COD、NH4+-N、TN和TP分别为111.30～2040.00mg/L、5.33～15.15mg/L、14.31～40.97mg/L和1.89～13.12mg/L的水质、水温波动较大的情况下,中试运行出水各项指标均优于（GB18918-2002）一级A排放标准,表现出较高的污染物同步去除效果及较强的抗冲击负荷能力。中试的AL-MPDR装置内混合液流态更趋于稳定,反应器内微生物群落具有较高的丰度和多样性,且不同区域微生物群落差异性较大。相比传统生物脱氮除磷工艺,AL-MPDR具有相似的优势菌群结构,不同的是相对丰度占比较高的优势菌门数量更多。在中试装置内同样富集了具有脱氮和除磷功能菌属,如Thermomonas、Terrimonas、Dechloromonas、Thaurea和Dechloromonas等。
桑林林[2]（2021）在《文昌市龙楼镇区污水处理厂工艺设计研究》文中指出随着我国城镇化建设的发展和各地特色经济建设步伐的加快,城镇污水量不断增加所引发的环境污染,已成为我国城镇普遍面临的严峻问题。针对小城镇污水集中处理过程中主要存在的问题,如污水总量不大,排污分散,排水不均匀性强;污水厂投入运行后污水的进水水质和进水水量存在较大波动;污水处理要求高,必须按照国家最新排放标准执行等,本课题以文昌市龙楼镇区污水处理厂设计为例,结合当地污水排水系统现状、地形、气候等实际情况,围绕污水水质水量预测、污水处理工艺和污泥处理处置方法的确定及厂区总体布局等方面进行了研究,对小型城镇污水处理系统的建设具有借鉴意义,其主要结果如下:1.针对文昌市龙楼镇区常住人口数与户籍人口数不相匹配的特点,分别利用城市人均综合用水量指标法和城市分类用地指标法对镇区污水处理系统进水量进行预测,确定了龙楼镇区近期（2020年）污水量为1.0万m3/d,远期（2025年）污水量为3.5万m3/d。预测镇区污水厂进水水质主要指标为COD≤250 mg/L,BOD5≤140 mg/L,NH4+-N ≤ 30 mg/L,TN ≤ 35 mg/L,TP ≤ 5mg/L,SS ≤ 200mg/L。2.在AAO反应器的模拟试验中,COD和BOD5的去除率均可达到80～85%。BOD 污泥负荷从试验初期的 0.16 kgBOD5/kgMLSS·d增加至 0.23kgBOD5/kgMLSS·d;出水COD随进水量的增大而升高,但其值仍可保持在65 mg/L以下;出水总氮去除率亦可达到70%以上。在整个反应器运行过程中,污泥沉淀性能良好。污泥混凝沉淀适宜的PAC与PAM的投加比为40:1。3.通过不同污水处理工艺的脱氮除磷功能、系统运行的稳定性、技术可靠性、运行成本等方面比较,确定了龙楼镇区污水处理主工艺为“AAO+深度处理”工艺,其流程为:工业废水及生活污水→粗格栅→提升泵站→细格栅→旋流沉砂池→AAO池→二沉池→高密度沉淀池→滤布滤池→紫外消毒池→宝陵河。可实现出水各项指标达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918）一级A排放标准。4.考虑到污泥特性、投资成本、稳定性和运行管理等因素,本项目选择了重力浓缩和板框压滤机压缩的污泥处理方案,并确定相关工艺参数。近期产泥量较小时,压缩污泥送往就近的城市垃圾填埋场卫生填埋;远期产泥量增加时,则送至电厂焚烧处理。
曹锋锋[3]（2021）在《曝气生物滤池对农村生活污水脱氮效能评价及机理分析》文中研究指明随着农村经济的蓬勃发展,一系列新农村建设政策措施的推进,致使农村污水排放量日益增加;加之,农村生活污水由于污染源分散、管网建设不足、水质水量波动大等特征,导致农村污水处理率不足。因此,农村生活污水的防治刻不容缓,推广适合农村的分散式污水治理技术已十分迫切。基于曝气生物滤池（BAF）对水质水量适应性强、易于维护管理、能耗低等优点,能够完美契合农村污水自身的弊端,可作为其首选处理工艺。然而,在推流式的BAF反应器内沿水流方向NH4+-N转化为NO3--N后,随之而来的富氧和有机物匮乏限制了反硝化作用的进行,致使TN的去除效率较低,脱氮效果不佳。而现有研究主要通过调控回流比和曝气方式等单因素或者构建两级滤池优化BAF脱氮;前者忽略了不同的操作条件产生的交叉影响,后者增加基建和运行维护成本。因此,识别单级BAF强化脱氮的关键控制性参数,掌握反应器运行的优化调控策略及其脱氮机理,是BAF应用于实际生活污水处理工程时亟待解决的现实问题。本文以COD/N≈3.44的实际生活污水为处理对象,主要研究内容涵盖:填料对氮/磷的吸附解析机理;系统脱氮效能与单因素之间的关系;响应面法对系统脱氮的优化研究;沿程DO、各主要水质的变化规律;沿填料层高度的生物数量、生物活性和硝化反硝化速率研究;并对优化前后两套系统沿程微生物种群特性进行比对分析。主要研究结论如下:（1）陶粒对氮/磷的吸附分别属于扩散机制的动力学和化学吸附机制控制;吸附过程均符合Freundlich模型,对氮的最大吸附量Qmax=373.59 mg/kg,对磷的最大吸附量Qmax=700.17 mg/kg;陶粒对氮的解吸率均大于磷的解吸率;陶粒对氮的动态吸附过程更快达到平衡。（2）控制变量法得到HRT=6 h、R=100%和曝停比为1:1时系统脱氮效果最优。利用RSM优化分析得到最佳实验条件HRT=7h,R=104%,曝停比为1.06:1;COD、TN、NH4+-N的去除率预测值依次为87.99%、87.28%、75.50%;实验证实了预测值的可靠性和参数调控的可行性。至此系统经优化之后,TN的平均去除率提升了 41.08%。（3）系统在曝气和停曝阶段沿程DO浓度均呈山谷型分布,在30～70 cm区段DO出现了厌/缺氧环境。沿程NO2--N浓度基本没有浮动,并未发生明显的短程硝化反硝化;系统NO3--N浓度逐步积累至出水的10.61 mg/L,远不足NH4+-N的削减量,推测系统通过同步硝化反硝化作用脱氮。（4）重量法和磷脂法均显示在进水端生物数量最大分别为9.19 mg/g填料、112.16 mol/g填料。底部1#取样点位的氧消耗速率明显优于其它取样点,此处TTC-脱氢酶活性也最大。在滤池深度50 cm的OUR速率低但脱氢酶活性高,表明低DO区主要进行反硝化脱氮。底部的硝化速率为46.3 mg/（kg·h）是整个填料区制高点;沿程反硝化速率在50 cm 处速率最高为 31.08 mg/（kg·h）。（5）A、B系统的OUT数量差异不大且沿程群体的差异性较小,但不同系统之间差异性很大;A系统要优于B系统且丰度更高;A系统在30～50 cm门水平上涉及反硝化功能的微生物有更高的丰度,主要有厚壁菌门（Firmicutes:14.43%）、拟杆菌门（Bacteroidetes:32.05%）;在属水平上也存在较明显的反硝化功能菌属,丛毛单胞菌属（Comamonas:3.11%）、Hydrogenophaga（2.43%）。表明内回流耦合间歇曝气的 BAF 系统通过在30～50 cm区段强化反硝化过程助于脱氮效能优化。
孙广垠[4]（2021）在《改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究》文中提出微污染河流水质深度改善技术探究有助于强化水体生态功能,实现绿水青山,助力美丽中国建设。本研究选取海河流域南部重要支流滏阳河河段为研究对象,利用纤维球、聚氨酯和海绵铁分别与聚乙烯网球组合填料的生物接触氧化系统去除微污染河流氮磷污染物。基于不同填料系统对目标污染物的去除性能,对优选出的填料进行改性,考察改性后填料构建的生物接触氧化系统对目标污染物的强化去除能力、抗水质冲击与温度变化能力。通过微生物群落特征分析,揭示系统强化去除目标污染物的机理,构建ASM3-SMP模型,探讨生物接触系统对有机物转化利用的方式与途径。获得的主要研究结论如下:利用M-K模型和单因子分析等方法对目标河段的水质分布和时空变化特征进行了分析,结果表明,试验河段在2018-2020年各监测断面的CODCr浓度年际变化较大,氨氮（NH4+-N）和总氮（TN）浓度年际变化较小,总体呈现升高趋势。化学需氧量(CODCr)、NH4+-N、TN和TP各污染物指标超过《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）IV类水体标准,超标因子大小为:TN>TP>NH4+-N>CODCr。纤维球、聚氨酯和海绵铁分别与聚乙烯构成组合填料生物接触氧化去除微污染河水氮磷污染物。结果发现,聚氨酯组合填料反应器脱氮性能最好,NH4+-N和TN去除率达到85.3%、65.5%;海绵铁组合填料反应器对TP的去除率最高,去除率达到88.8%。采用化学氧化—明胶蛋白接枝法和化学氧化—铁离子覆盖法分别对聚氨酯和聚乙烯材料进行了改性。结果显示,聚乙烯网球表面覆盖了铁离子,聚氨酯材料表面粗糙度、比表面积和结构纵深增大,改性后聚氨酯内置于聚乙烯的组合填料系统,启动挂膜时间由20天缩短至13天。填充比50%和溶解氧4 mg/L条件下,系统NH4+-N、TN、TP和CODCr去除率分别提高了10.08%、9.89%、36.93%和17.84%,出水TN浓度仅为1.60 mg/L,系统抗水质冲击和温度变化的能力也相应增强。改性组合填料系统生物膜的群落分析结果表明,组合填料微生物多样性增大,Ace、Chao和Shannon指数升高。变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）和硝化螺旋菌门（Nitrospirae）成为优势菌门。分析填料生物膜微生物菌群结构与功能微生物的协同作用。聚氨酯与聚乙烯填料改性组合后更易富集去除氮磷的功能性微生物菌群;AOB、NOB、反硝化菌属和除磷菌的占比由填料改性前1.32%、3.42%、8.59%和3.23%提高为2.04%、4.52%、11.33%和8.96%,系统去除氮磷的性能达到强化。将生物膜胞外聚合物（EPS）、微生物代谢产物（SMP）及XSTO三者电子转移过程与途径相耦合,构建有机物降解ASM3-SMP模型。不同组分的模拟值对参数变化的灵敏度排列如下:UAP中μH>kUAP>YH>KO;BAP中khyd;EPS中μH>kEPS>YH>KO>μEPS>YEPS>KEPS,μH>kSTO>YH。以葡萄糖为底物的试验结果与模型进行校准（r2>0.85）,附着生物膜微生物去除氮磷污染物过程外碳源主要流向规律为:UAP为9%,EPS为33%,XSTO为21%,DO为7%,新细胞合成30%。该结果表明微生物有机物合成代谢占比高,同化作用和碳源储备能力强,有利于促进氮磷的去除。该论文有图62幅,表43个,参考文献212篇。
查晓[5]（2021）在《源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究》文中研究说明我国农村水体环境质量不容乐观。除处理率低外,农村生活污水还存在已建治理设施相当比例不能正常运行且达标率低的严重问题。因地制宜地研究开发高效、易维护、氮磷资源化利用的处理设施是农村生活污水治理发展的关键。本研究以黑灰分离为基本原则,构建了:“厌氧折流板反应器（modified anaerobic baffled reactor,MABR）预处理黑水-缺氧滤池（anoxic filter,ANF）-多级水车驱动生物转盘反应器（multi-stage water driving rotating biological contractors,ms-wd RBCs）-经济型人工湿地（economy-friendly constructed wetland,ef-CW）”的组合工艺。主要研究内容和结果如下:利用MABR处理黑水,研究表明,MABR可有效降解黑水中的有机物,降低后续运行负荷。中温条件（36±1℃）下,以低负荷运行启动MABR,可快速启动成功。考察HRT对MABR运行的影响,延长HRT有利于黑水中有机物的降解、提高COD去除率。以48h稳定运行MABR,可实现94%左右的COD去除率。对污染物形态进行分析,MABR对颗粒态污染物具有良好的去除能力。MABR各隔室碱度较高,具有较强的缓冲能力。16S细菌群落分析指出MABR内实现了相分离。古菌群落分析指出,氢营养型产甲烷菌在各隔室内均占据高丰度。第二隔室的非氢营养型甲烷菌丰度显着高于其他两隔室,表明第二隔室消化VFA的能力强,因而MABR的酸化可能性低。ANF/ms-wd RBCs联合装置对MABR处理后的黑水与灰水原水混合污水进行处理,研究表明装置实现了有机物降解、氨氮氧化、脱臭及氮的部分脱除。对回流比、HRT、转速等运行条件进行研究,适当增加回流比与HRT有助于提高ANF/ms-wd RBCs对污染物去除。在回流比为150%,HRTANF为7.11 h,HRTwd RBC为1h时,装置实现了较优的运行效果。稳定运行时COD、NH4+-N、TN与TP的平均去除率可达88.40%,88.14%,52.33%和34.11%。除TP外,装置出水污染物浓度远低于《江苏省村庄生活污水治理水污染物排放标准（DB32/T 3462-2020）》中的一级A标准。氨氮的硝化主要发生在ms-wd RBCs,尤其是后两级生物转盘。从农村地区的实际应用考虑,减少回流、缩短HRT有利于节约能源、降低成本。保留氮、磷营养元素有利于后续经济型人工湿地植物生长。当人工湿地面积足够时可考虑进一步缩短缺氧段HRT或减小回流比。对ANF/ms-wd RBCs细菌群落的空间分布进行分析。ANF反硝化相关菌及有机物消化降解相关菌丰度较高。硫自养反硝化菌占有较高丰度,有利于臭味的脱除。Ms-wd RBCs则具有较高丰度的氨氮氧化细菌（Ammonia Oxidizing Bacteria,AOB）与（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）,与实验过程氨氮大部分在ms-wd RBCs被氧化的结果一致。NOB的丰度出现了逐级增加的趋势。这与稳定运行过程中氨氮在ms-wd RBCs第二、三级去除率较高的规律一致,也证明了设置三级生物转盘的合理性。Ms-wd RBCs将生物转盘与跌水充氧结合,实现了高效充氧,利于氨氮氧化。利用水车取代电机驱动生物转盘转动,简化了设备并降低了装置运行能耗,也易于维护管理。针对ms-wd RBCs长期运行中存在或潜在的问题,对其构型进行了优化与改进,主要包括:（1）将驱动水车位置从侧边改进为转轴中部,水车两侧均匀分布盘片,以避免可能的转轴弯曲问题;（2）增设带三角溢出堰的布水板以分散水柱增加跌水过程充氧能力;（3）将驱动水车积水槽改进为折角型以增加驱动水在水槽停留时间,从而减少驱动流量、节约能耗。测试ms-wd RBCs的充氧性能,主要与跌水高度、跌水流量、盘片转速等有关,推荐跌水高度为0.5-0.6 m、盘片转速为4-8 rpm。对氧传质过程建立模型以进一步了解其充氧能力。模型将ms-wd RBCs运行过程中的氧传质过程简化为跌水过程充氧与盘片转动充氧两部分。跌水过程以双膜理论为基础从物料平衡角度建立氧传质模型,盘片转动过程以体积修正系数为基础对Kim&Molof模型进行修正建立氧传质模型。二者结合,经理论推导与试验校正得出最终的ms-wd RBCs充氧模型,ms-wd RBCs充氧能力与初始溶解氧浓度、跌水高度、盘片转速、ms-wd RBCs尺寸以及温度有关。由模型计算可知单级wd RBC的充氧能力较强,足以支持运行过程中的氨氮硝化。从基质和植物两方面对ef-CW强化除磷进行研究。Ef-CW可有效去除剩余氮、磷,同时,湿地中种植的经济植物也可获得较高的经济效益。基质磷吸收实验结果表明加气混凝土砌块具有较强的磷吸附能力。中试试验中,以装填砾石的潜流人工湿地为对照,装填部分加气混凝土砌块的人工湿地除磷能力得到显着提升。以水生植物滤床培养经济型蔬菜植物作进行筛选,综合考察植物对氮磷的去除效果与植物产量。推荐植物为夏秋季:雍菜、木耳菜,冬春季:水芹、豆瓣菜、生菜。实际工程中可采取不同湿地形式结合,多种植物搭配,装填除磷基质的方式实现脱氮除磷、产生经济效益。组合工艺中MABR有效减轻了后续单元的有机负荷,同时降低了病原微生物污染的可能性;ANF/ms-wd RBCs实现了氨氮的高效硝化和有机物浓度的进一步降低,对臭味有效脱除,保留大部分氮磷;ef-CW去除氮磷的同时通过筛选氮磷去除效果好且生物量大、经济价值高的植物产生一定的经济效益。各工艺单元分工协作,整体工艺成本低,易维护管理,符合农村地区需求。
侯子泷[6]（2020）在《分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究》文中研究表明焦化废水是一种典型的高COD,高氨氮,难降解的工业废水,主要含有高浓度苯酚及大量吡啶,喹啉,吲哚等含氮杂环有机化合物。难降解有机物和氮高效去除是焦化废水生化出水达标的难点和关键。传统单点进水、一段式缺氧/好氧（A/O）活性污泥法很难实现难降解有机物和氮高效去除目标,为此本研究提出了一种分段进水A/O复合式曝气生物滤池新工艺（Step-feed Multiple Hybrid Anoxic/Oxic Biological Aerated Filter,SMHA/OBAF）。分段进水方式保证了有机物负荷在各段合理分配和碳源均衡利用,将多级A/O和曝气生物滤池有机结合,利用BAF中间曝气自然分隔形成缺氧区和好氧区,使有机物在缺氧区为反硝化细菌提供碳源,剩余的有机物在好氧区中被进一步地去除,交替多段A/O保证了高效硝化和反硝化,从而实现对焦化废水中难降解有机物和氮的同步去除。本研究采用三段式的SMHA/OBAF小试系统处理模拟焦化废水,以苯酚作为主要底物,同时添加不同浓度和比例的吡啶,喹啉和吲哚以反映实际焦化废水水质特性,重点研究在长期运行和不同进水条件下,考察系统及工艺各段对COD、苯酚、含氮杂环和TN的去除特性,研究各段出水光谱学特征,并对原水和出水的有机组分进行了鉴定分析;分析工艺各段微生物群落多样性和群落结构组成,重点分析了关键菌群功能特性,明确各段对COD和总氮的贡献程度,最后对系统COD和TN去除动力学进行了分析。研究成果将为SMHA/OBAF工艺高效处理实际焦化废水中难降解有机污染物和氮提供理论基础和技术参数。本研究的主要结论如下:（1）考察了不同运行条件下系统对COD,苯酚,吡啶,喹啉和吲哚的去除效能,结果表明:延长HRT至48h,并逐步提高进水COD负荷和氨氮负荷至1.993 kg/m3d（410mg/L）和0.072 kg/m3d（150mg/L）,COD,苯酚,吡啶,喹啉和吲哚去除率均高达99.9%,去除效果最佳。有机物去除贡献表明:大部分的苯酚和吲哚主要在缺氧区被降解利用;而吡啶和喹啉在A2和A3区的去除贡献率为（21.66%,32.58%）和（22.79%,25.89%）,高于相应的好氧区。（2）对各段出水进行了光谱学分析,紫外-可见光谱表明:系统处理后的出水芳香性、分子量及聚合度明显下降。红外光谱分析表明:A1中产生了大量带有C=C和C=O双键的酰胺类有机物,少量带有C-O的多糖及醇类物质,以及苯酚的中间产物等。从缺氧区到好氧区,吸收峰的强度和数量呈现不同程度的下降。三维荧光光谱表明:缺氧区存在大量的芳香蛋白,可溶性微生物副产物和海洋类腐殖酸等物质,经好氧处理后仅剩少量的芳香蛋白类有机物并伴随荧光强度的明显下降。气相色谱-质谱联用分析表明:原水中的四种有机物经系统处理后,出水仅存在着少量的苯酚及一些小分子醇类,烷烃烯烃,苯系物,酮类,酯类等有机物。（3）探讨了不同因素对系统脱氮性能的影响,通过水质参数和运行参数的调整实现了TN去除能力的提高。研究表明:提高HRT,TN去除率会随着进水COD和氨氮负荷的提高略有提升;而降低COD负荷并提高进水PH可以显着强化脱氮性能,TN去除率由69.3%提高到98%。沿程三氮分析表明:O2和O3中存在高强度的同步硝化反硝化（SND）作用。A3区对TN去除贡献率最高,为25.9%,其次为O2（24.4%）和O3区（19.2%）。（4）高通量测序发现进水COD负荷和有机组成是影响微生物群落丰度和多样性的主要原因。在属水平上,A1,A2的优势菌属为甲烷丝菌属（Methanothrix）,而A3的优势菌属为芽殖杆菌属（Gemmobacter）。系统中含有大量的苯酚降解菌,杂环降解菌,产甲烷菌,产酸菌和反硝化菌等多种功能菌。O1,O2和O3的优势菌分别为Ferruginibacter（2.78%）,Dokdonella（8.39%）和芽殖杆菌属（20.18%）。亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）是主要的AOB,在各段占比分别为0.39%,0.32%和0.05%。而NOB基本没有检测,表明系统以发生短程硝化为主。大量的异养硝化-好氧反硝化细菌被发现,在各段的占比分别为4.53%,3.59%和2.99%。此外,厌氧氨氧化菌Candidatus Kuenenia在三个好氧区也被检测到,功能微生物的比例分配表明:A1区以有机物酸化和产甲烷为主,A2区以产甲烷功能为主,并带有反硝化功能和有机物降解作用,A3区以反硝化脱氮为主。O1和O2区以异养硝化-好氧反硝化及短程硝化-厌氧氨氧化作用为主,而O3区以异养硝化-好氧反硝化作用为主。（5）生化动力学研究表明,一阶基质去除模型和莫诺接触氧化模型均不适用于系统对COD和TN去除,而改进的Stover-Kincannon模型可以很好地描述系统对COD（R2=0.9997）和TN（R2=0.9935）去除,可作为SMHA/OBAF工艺生化动力学描述。
兰彬彬[7]（2020）在《基于自养生物脱氮的EGSB-BR复合反应器试验研究》文中研究指明基于自养生物脱氮工艺处理垃圾渗滤液、畜禽养殖废水、农业废水等此类高氨氮低碳特种废水相较于传统生物脱氮工艺具有很大优势。然而,目前对该工艺处理特种废水的相关研究成果主要是基于生物膜或颗粒污泥反应器中进行处理,但在目前相关研究中,发现生物膜灵活性较差,颗粒污泥对水质变化敏感等问题。为了使生物膜与颗粒污泥处理特种废水时效率最大化。本研究自主构建一种新型反应器即膨胀颗粒污泥反应床-生物膜（EGSB-BR）复合反应器,通过对颗粒污泥与生物膜的同步驯化,对人工模拟的特种废水进行处理,实现自养生物脱氮。新型EGSB-BR反应器是在膨胀颗粒污泥反应床（EGSB）的基础上发展而来的反应器,即在EGSB的三相分离器上部添加了半软性填料。因此,EGSB-BR反应器不仅具有EGSB反应器的优点-沉降性好、可容纳生物量多等,还有膜反应器适应性强、稳定性好等优点。本研究以EGSB-BR为反应器,主要研究了反应器运行过程中水质转化特征、启动过程中参数优化、污泥物性分析、微生物群落差异性对比分析,在此基础上,分析基于EGSB-BR反应器的自养生物脱氮工艺工程应用可行性。研究结果如下:通过EGSB-BR反应器启动自养生物脱氮工艺,最重要的是培养亚硝化菌及厌氧氨氧化菌,通过两者的共同作用实现氮去除。本研究运行137d,首先对影响因素在可适范围内进行调控,影响因素曝停时间比、水力停留时间（HRT）、溶解氧（DO）浓度、温度分别在2 h:1h、60 h、0.7/0.4 mg/L（曝气段/停曝段）、30℃时,系统的脱氮性能较好,总氮去除率能达到74.43%,氨氮去除率能达到99.47%,成功启动自养生物脱氮。其次对反应器内污泥进行物性分析,结果表明,经过137d运行后的污泥在形态、组成变化等方面都发生了变化,生物膜区污泥以丝状、球形菌为主,EGSB区以球形、短杆形菌为主,且EGSB区污泥平均粒径达2.12mm。同时对污泥中的功能团进行分析,发现随着自养生物脱氮的成功启动,代表荧光物质芳香族类蛋白荧光强度增强;红外波段1600cm-1左右、1400 cm-1左右吸收峰的吸收也增强,说明芳香族类蛋白及1600cm-1左右、1400cm-1左右两处吸收峰对应的蛋白质有利于EGSB-BR反应器启动运行自养生物脱氮。为了从微观角度进一步说明EGSB-BR反应器已成功启动自养生物脱氮,采用高通量测序技术从分子生物学水平对反应器启动前后的菌群结构变化进行了研究。结果表明,经过137d运行,系统内浮霉菌门（Planctomycetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）占比很大,浮霉菌门（Planctomycetes）的相对丰度由反应初期污泥中的3.22%增加至反应末期EGSB区33.36%和生物膜区的6.82%,绿弯菌门（Chloroflexi）相对丰度由反应初期污泥中的1.56%增加至反应末期EGSB区16.35%和生物膜区的6.32%。EGSB-BR复合式反应器反应后期EGSB区和生物膜区与反应前期进行对比,共监测到1个亚硝化菌属Nitrosomonas,1个厌氧氨氧化菌（AAOB）属Candidatus Brocadia,Candidatus Brocadia相对丰度由反应初期的1.83%增加至反应末期EGSB区3.7%和生物膜区4.31%。2个绿弯菌门（Chloroflexi）包括绿弯菌属norank＿o＿SBR1031、OLB12。它们均由反应初期几乎没有增加到反应末期EGSB区与生物膜区分别为11.19%、2.07%。整个过程中,厌氧氨氧化菌群落结构变化明显,EGSB-BR反应器成功启动自养生物脱氮。综上,本研究采用自主构建的EGSB-BR反应器处理人工模拟的特种废水进行处理,通过对影响因素曝停时间比、水力停留时间、温度等进行调控,在137d内成功启动自养生物脱氮工艺,总氮去除率达74.43%。在启动过程中反应器内微生物群落结构变化明显,亚硝化菌及厌氧氨氧化菌得以一定的富集。为了推广EGSB-BR复合式反应器在实际工程中的应用,将此与现有的废水处理单元进行组合,针对不同浓度的含氮废水进行不同组合,从可行性、经济性方面进行理论分析,为EGSB-BR反应器未来工程应用提供理论支撑。
赵帅[8]（2020）在《玄武岩纤维生物巢反应器脱氮性能优化及应用评价》文中研究表明目前,生物膜工艺已被广泛应用于城镇污水处理厂,然而这些工艺存在脱氮效率低、生物膜易脱落等问题。柔性微米级无机玄武岩纤维（Basalt fiber,BF）由于有水力学特性良好、有效比面积大和水中分散性好等特点,可将微生物吸附、富集并固定在纤维表面,从而形成尺寸在10 cm以上的球状微生物聚合体,称之为“生物巢”。将生物巢应用于单一反应器中,不仅极大程度上减少了反应器体积,而且可以将传统活性污泥法中的好氧/缺氧或好氧/缺氧/厌氧功能集成到生物巢内,达到高效的脱氮效果。因此本研究旨在构建一种单一池体的多功能BF生物巢反应器,具体研究内容如下:（1）BF生物巢反应器性能优化。以生物接触氧化反应器和普通活性污泥反应器为对照进行单因素实验,探讨水力停留时间（HRT）、溶解氧（DO）和填料水平间距（Horizontal spacing,简称HS）对BF生物巢反应器去除模拟生活污水中污染物的影响;进而以A/O工艺为对照进行正交实验,确定反应器最佳运行参数。单因素实验结果表明,三组反应器在不同HRT条件下对COD去除效果差别不明显,而对氨氮和总氮的去除率的影响较大;DO对生物巢反应器的运行至关重要,当DO为1.5 mg/L时,氨氮和总氮的去除率较低,分别为57.1%和55.7%,但当DO较高时（3.5 mg/L）,不利于氨氮和总氮的去除;HS影响填料的布置密度,不同HS对总氮的去除效果差别显着。正交实验结果可知,HRT为12 h、DO为2.5 mg/L、HS为20 cm为BF生物巢反应器最佳运行参数。（2）BF生物巢反应器脱氮效果及机理研究。以生物接触氧化反应器和A/O工艺为对照,对比分析有机物去除性能,并通过微生物菌群结构探究反应器脱氮机理。结果表明,BF生物巢反应器在最佳运行参数下对COD、氨氮和总氮的平均去除率分别为93.2%、84.9%和73.5%,生物巢外层活性污泥比耗氧速率和脱氢酶活性较高,说明固定的异养微生物较多,增强了有机物的降解能力;高通量测序结果表明,参与硝化作用相关的菌属有亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）、丛毛单胞菌属（Comamonas）以及参与反硝化作用的异养反硝化菌属（Ottowia、Candidatus?Saccharimonas、Brachymonas、Rhodanobacter、Limnobacter、Azoarcus）、自养反硝化菌属（Hydrogenophaga）和好氧反硝化菌属（Thauera）,这些菌属在BF生物巢反应器生物样品中所占微生物丰度为20.5%,远高于其他两组反应器。（3）BF生物巢反应器实际应用。选用三种实际污废水（生活污水、印染废水、碳纳米管生产废水）,评价BF生物巢反应器处理实际污废水的能力。结果表明,BF生物巢反应器对生活污水中污染物去除效果较好,对COD、氨氮和总氮的平均去除率分别为88.0%、86.1%和70.8%;对于处理高负荷的印染废水和碳纳米管生产废水,BF生物巢反应器表现出了较强的抗冲击负荷性和污染物去除能力,对印染废水中COD、氨氮和总氮的平均去除率分别达到85%、90.0%和72.7%;碳纳米管生产废水中氨氮的容积负荷较大,因此对氨氮的去除率较低,最高仅为55.0%,而对COD和总氮的去除率分别在81.0%和68.8%左右。
周厚英[9]（2020）在《电场强化生物反应器处理分散式生活污水的试验研究》文中进行了进一步梳理目前,我国大、中型城市和人口集中的乡镇的生活污水主要采用市政污水管网统一收集至集中式污水处理厂的方法进行处理,但在人口稀疏的农村、居住分散的市郊、旅游景区、独立别墅区、机场以及市政管网无法覆盖的居住小区,其产生的生活污水无法纳入集中污水处理厂进行处理,宜采用经济高效的分散式污水处理方法。同时,我国面临着水资源短缺的问题。研究开发方便快捷、灵活高效的分散式生活污水处理技术,对生活污水进行就地处理和循环利用具有重要意义。本研究通过外加电场对生物反应器进行强化,考察了该反应器的性能以及对分散式生活污水的处理效果,并以强化生物反应器为基础,构建了“强化厌氧-缺氧-强化好氧”多级强化生活污水处理工艺,进行了中试试验。论文主要研究成果如下:（1）对比了强化生物反应器和普通生物反应器对生活污水的处理效果。研究结果表明:强化生物反应器比普通生物反应器对COD的去除率高4%～8%,对总磷的去除率高7%～13%,对总氮的去除率高9%～11%,对NH3-N的去除率高9%～14%,在生物反应器中引入微电流和低电压,能够刺激微生物的生长,改善微生物的活性。（2）通过考察强化生物反应器对居民小区生活污水的处理效果,确定了强化生物反应器的最佳运行参数。结果表明:在水力停留时间3小时,电压2.5V,极板间距10cm,气水比2:1的条件下,出水COD<25mg/L、NH3-N<5 mg/L,污泥龄长,产泥量少,运行近2个月未排泥,没有出现水质不澄清,悬浮物浓度升高的情况,设备运行及污染物去除效果稳定。（3）构建了“强化厌氧-缺氧-强化好氧”多级强化生物反应器,通过生活污水处理中试试验,对系统的水力停留时间、回流比、电压、气水比、pH值等运行参数进行了校核调试。运行结果表明,COD、NH3-N的去除效率均能达到90%以上,且能够达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB18918-2002一级A标准。整套工艺相较常规工艺,管理简单,运行方便,产泥量少,适合分散式生活污水的处理。
谢雅琪[10]（2020）在《单级填料床亚硝化-厌氧氨氧化工艺快速启动及影响因素研究》文中研究指明单级亚硝化-厌氧氨氧化（partial nitritation-anammox,PN/A）自养脱氮工艺具有节约碳源及低能耗的特点,是一种具有广阔前景的新型脱氮技术,尤其适用于高氨氮、低C/N比废水的处理。然而,由于氨氧化细菌（AOB）与厌氧氨氧化细菌（AnAOB）不同的生长环境需求,以及亚硝酸盐氧化细菌（NOB）、AOB和AnAOB对营养物质竞争作用,使得工艺启动时间较长且脱氮效率不稳定,制约着单级PN/A自养脱氮工艺在污水处理中的应用。针对以上问题,本文将填料床反应器应用于PN/A工艺的启动,探究控制进水氮负荷和溶解量两个因素快速启动反应器的可行性;并利用宏基因组和宏转录组学等手段研究分析了稳定运行时反应器中微生物群落结构,探究了微生物脱氮潜力与系统脱氮途径;最后还考察了进水氨氮负荷、pH值、温度3个因素对反应器稳定运行的影响,确定系统的最佳运行条件。主要研究结果如下:（1）在单级填料床反应器内接种普通活性污泥,通过逐步提高进水氮负荷(0.150.73kg-N?m-3?d-1)和降低溶解氧(2.00.8mg?L-1)的方式67d启动PN/A自养脱氮工艺。系统稳定期间,平均氨氮去除率（ARE）和总氮去除率（TNR）分别为87.01%、72.41%。反应器沿程氮素分析发现,NH4+-N与TN的去除主要发生在距底部030cm的高度范围内。反应动力学研究表明,反应器中氨氮降解过程属于二级反应。（2）通过考察系统启动前后微生物群落结构,发现PN/A功能菌种AOB和AnAOB所属的变形菌门（Proteobacteria）和浮霉菌门（Planctomycetes）在驯化后污泥中所占比例约为38.8%,成为驯化后污泥微生物中的两个绝对优势菌门。经驯化,NOB所属的硝化螺旋菌门（Nitrospirae）的丰度占比由8.6%下降到0.05%。“属”级别上亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）和Candidatus Brocadia在驯化结束后两者丰度有较大提升,而经驯化后的硝化螺菌属（Nitrospira）,其丰度占比由2.80%降至0.01%,NOB已经成功洗脱出PN/A系统。（3）宏基因组结果表明,系统中检测到的异养反硝化菌CHB1、CHB2等仅编码反硝化基因如硝酸还原酶（nar/nap）,并未发现编码亚硝酸还原酶的基因（nirS、nirK）,无法完成完整的反硝化过程。此外,还分析了系统中硝化、反硝化和厌氧氨氧化等关键酶功能基因的相对丰度和相对表达量,结果表明系统中编码各类氮素转化相关酶的基因都十分丰富。其中编码厌氧氨氧化关键酶的基因（hzs和hzo）和编码氨氧化关键酶的基因（amo和hao）的相对表达量占明显优势。相反,尽管检测出与亚硝酸盐氧化过程相关酶的功能基因nxr存在,但其相对丰度较少且几乎没有表达。研究表明该系统中亚硝酸盐氧化过程受到了抑制,脱氮过程已由亚硝化-厌氧氨氧化主导。（4）对于进水负荷变化,系统表现出较强抗氮冲击负荷的能力。当进水氮负荷提升至1.172kg-N?m-3?d-1时,游离氨FA值达到AOB、AnAOB的抑制浓度,脱氮效果下降。随即降低进水负荷,脱氮效果一周左右就回升。此外,研究发现系统对于低氨氮废水的处理也有极大的潜力,当进水负荷降至0.147kg-N?m-3?d-1,进水氨氮为50mg?L-1时,平均ARE和TNR分别达到98%、85.4%,AOB、AnAOB都表现出较高的活性。（5）确定了该反应器运行的最适pH值为8.0,此时系统中AnAOB和AOB的活性最强,获得的ARE和TNR最高。反应器运行的最适温度范围为2530°C,期间NO3--Neff/△NH4+-N都稳定在理论值0.11附近,脱氮反应由PN/A主导。当温度为30°C时,平均ARE和TNR最高,分别为88.4%、78.1%。
二、单级生物膜法脱氮机理及影响因素（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、单级生物膜法脱氮机理及影响因素（论文提纲范文）
（1）基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市污水处理技术现状 |
| 1.2.1 城市污水处理技术发展 |
| 1.2.2 常用城市污水生物处理工艺 |
| 1.2.3 城市污水处理工艺存在的问题 |
| 1.2.4 低温城市污水处理技术 |
| 1.2.5 低碳氮比城市污水处理技术 |
| 1.3 生物脱氮除磷技术研究 |
| 1.3.1 传统生物脱氮除磷理论 |
| 1.3.2 新型污水生物脱氮除磷技术 |
| 1.4 循环流生物反应器研究及应用 |
| 1.5 污水生物处理反应器流场CFD数值模拟研究 |
| 1.6 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第2章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 AL-MPDR实验室试验装置 |
| 2.1.2 AL-MPDR中试试验装置 |
| 2.2 试验设备与材料 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 常规分析项目 |
| 2.3.2 非常规分析项目 |
| 2.3.3 微生物群落高通量测序分析 |
| 2.3.4 相关参数计算方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 AL-MPDR流场特性研究方案 |
| 2.4.2 污染物同步去除性能及机理研究方案 |
| 2.4.3 低温试验研究方案 |
| 2.4.4 低C/N试验研究方案 |
| 2.4.5 中试性能研究方案 |
| 第3章 AL-MPDR流场特性及污染物同步去除机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AL-MPDR构建 |
| 3.3 反应器内流场特性研究 |
| 3.3.1 反应器内液相流态模拟 |
| 3.3.2 反应器内液相流态清水验证试验 |
| 3.3.3 反应器内气液传质特性 |
| 3.3.4 反应器内溶解氧分布规律 |
| 3.3.5 反应器内污泥浓度分布规律 |
| 3.4 反应器污染物同步去除性能及机制分析 |
| 3.4.1 不同曝气强度下污染物同步去除效果 |
| 3.4.2 不同HRT下污染物同步去除效果 |
| 3.4.3 反应器内OUR、TTC、EPS分布特征 |
| 3.4.4 反应器内有机物降解规律分析 |
| 3.4.5 反应器内氮的转化规律分析 |
| 3.5 反应器内微生物群落特征及代谢功能分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落差异性 |
| 3.5.3 微生物群落组成 |
| 3.5.4 微生物功能及代谢特性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 低温对AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器运行控制策略 |
| 4.3 污染物去除性能 |
| 4.3.1 有机物的去除 |
| 4.3.2 氮的去除及脱氮机制分析 |
| 4.3.3 磷的去除 |
| 4.4 反应器污泥生化性能及菌群特性分析 |
| 4.4.1 TTC脱氢酶活性变化 |
| 4.4.2 胞外聚合物特性变化 |
| 4.4.3 微生物群落与功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 低C/N对 AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同低C/N污染物去除性能 |
| 5.2.1 有机物的去除 |
| 5.2.2 氮的去除 |
| 5.2.3 磷的去除 |
| 5.3 不同低C/N反应器污泥性能及菌群特性分析 |
| 5.3.1 污泥沉降性能 |
| 5.3.2 污泥形态结构 |
| 5.3.3 污泥胞外聚合物 |
| 5.3.4 微生物菌群特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 AL-MPDR处理城市污水中试性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 污水处理效果 |
| 6.2.1 运行期间水温变化 |
| 6.2.2 SS的去除 |
| 6.2.3 COD的去除 |
| 6.2.4 NH_4~+-N、TN的去除 |
| 6.2.5 TP的去除 |
| 6.3 AL-MPDR内 MLSS和 DO的变化 |
| 6.3.1 MLSS变化 |
| 6.3.2 DO变化 |
| 6.4 AL-MPDR中试装置微生物群落分析 |
| 6.4.1 装置内微生物群落分布特征 |
| 6.4.2 温度对微生物群落分布特征影响 |
| 6.4.3 AL-MPDR功能菌群特征分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）文昌市龙楼镇区污水处理厂工艺设计研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外城镇污水处理现状 |
| 1.2.1 国内外污水处理技术的发展 |
| 1.2.2 小城镇污水处理厂现状 |
| 1.3 城镇污水处理工艺的研究与应用现状 |
| 1.3.1 城镇污水处理工艺研究现状 |
| 1.3.2 污水脱氮除磷工艺应用现状 |
| 1.3.2.1 生物脱氮工艺 |
| 1.3.2.2 生物除磷工艺 |
| 1.3.2.3 同步脱氮除磷工艺 |
| 1.4 本课题研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 龙楼镇区污水水量与水质预测研究 |
| 2.1 镇区概况 |
| 2.1.1 镇区概况及自然条件 |
| 2.1.2 镇区排水系统现状与规划 |
| 2.2 污水预测及设计规模确定 |
| 2.2.1 污水量预测方法概述 |
| 2.2.2 镇区污水水量预测 |
| 2.3 镇区污水水质预测 |
| 2.3.1 近期水质预测 |
| 2.3.2 进水水质预测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 污水处理工艺的研究 |
| 3.1 污水二级处理工艺初选 |
| 3.1.1 初选工艺介绍 |
| 3.1.2 初选工艺比较 |
| 3.2 污水处理工艺方案确定 |
| 3.2.1 研究依据 |
| 3.2.2 污水处理工艺方案选择 |
| 3.2.3 AAO工艺参数试验分析 |
| 3.2.4 高密度沉淀池工艺参数试验分析 |
| 3.2.5 污水处理构筑物及主要工艺参数确定 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 污水厂污泥处理与处置研究 |
| 4.1 污泥处理工艺方案论证 |
| 4.1.1 污泥量及污泥来源 |
| 4.1.2 污泥处理的要求 |
| 4.1.3 污泥处理工艺方案选择 |
| 4.1.4 污泥性状分析 |
| 4.1.5 污泥处理主要工艺参数确定 |
| 4.2 污泥处置工艺方案论证 |
| 4.2.1 污泥处置常用方法简介 |
| 4.2.2 污泥处置的论证 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）曝气生物滤池对农村生活污水脱氮效能评价及机理分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国农村生活污水问题概况 |
| 1.1.1 农村生活污水的现状 |
| 1.1.2 农村生活污水的特点 |
| 1.1.3 农村生活污水的处理形式 |
| 1.2 曝气生物滤池研究概况 |
| 1.2.1 曝气生物滤池工艺简介 |
| 1.2.2 曝气生物滤池作用机理 |
| 1.2.3 曝气生物滤池种类及特点 |
| 1.3 曝气生物滤池脱氮研究 |
| 1.3.1 曝气生物滤池脱氮机理 |
| 1.3.2 曝气生物滤池脱氮影响因素 |
| 1.3.3 曝气生物滤池脱氮现状 |
| 1.4 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置和工艺流程 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 实验设计依据 |
| 2.2.2 实验方案设计 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 陶粒的理化性能 |
| 2.3.2 实验原水水质 |
| 2.4 检测项目及方法 |
| 2.4.1 常规指标测定 |
| 2.4.2 三维荧光光谱测定 |
| 2.4.3 填料理化性质检测 |
| 2.4.4 填料生物膜数量测定 |
| 2.4.5 填料生物膜活性测定 |
| 2.4.6 硝化和反硝化速率测定 |
| 2.4.7 微生物群落结构分析 |
| 2.5 仪器与型号 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 陶粒吸附实验和系统挂膜启动 |
| 3.1 陶粒对氮/磷的吸附解析特性研究 |
| 3.1.1 动力学吸附实验设计 |
| 3.1.2 等温吸附实验设计 |
| 3.1.3 等温解析实验设计 |
| 3.1.4 动态吸附实验设计 |
| 3.2 实验数据处理 |
| 3.2.1 吸附容量计算 |
| 3.2.2 动力学吸附模型 |
| 3.2.3 等温吸附模型 |
| 3.3 实验结果分析 |
| 3.3.1 陶粒对氨氮和磷的动力学吸附 |
| 3.3.2 陶粒对氨氮和磷的等温吸附 |
| 3.3.3 陶粒对氨氮和磷的解析实验 |
| 3.3.4 陶粒对氨氮和磷的动态吸附 |
| 3.4 曝气生物滤池挂膜启动 |
| 3.4.1 实验装置的调试 |
| 3.4.2 系统启动方式 |
| 3.4.3 启动结果分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 曝气生物滤池处理生活污水的脱氮效能研究 |
| 4.1 单因素对BAF脱氮的影响 |
| 4.1.1 水力停留时间对BAF脱氮的影响 |
| 4.1.2 回流比对BAF脱氮的影响 |
| 4.1.3 曝停比对BAF脱氮的影响 |
| 4.2 响应曲面优化实验 |
| 4.2.1 BBD实验设计 |
| 4.2.2 模型建立及方差分析 |
| 4.2.3 响应面分析 |
| 4.3 中试实验验证 |
| 4.4 系统脱氮性能对比分析 |
| 4.5 沿程DO变化规律 |
| 4.6 沿程水质变化规律 |
| 4.7 三维荧光光谱分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 曝气生物滤池处理生活污水的脱氮机理分析 |
| 5.1 沿程生物量变化规律 |
| 5.2 沿程生物活性变化规律 |
| 5.3 沿程硝化反硝化速率 |
| 5.4 沿程微生物群落分析 |
| 5.4.1 稀释性曲线图 |
| 5.4.2 微生物OUT聚类及相关分析 |
| 5.4.3 微生物菌群Alpha多样性分析 |
| 5.4.4 微生物菌群PCoA分析 |
| 5.4.5 微生物菌落结构分析 |
| 5.5 系统脱氮机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 微污染河水处理技术及其发展 |
| 1.3 生物接触氧化研究现状 |
| 1.4 研究目标、内容及技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与装置 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 检测项目与方法 |
| 3 试验河段水质变化和时空分布特征分析 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 M-K模型建立 |
| 3.3 水质时序变化分析 |
| 3.4 污染物单因子分析 |
| 3.5 污染物时空变化分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 组合填料生物接触氧化去除微污染河水氮磷性能 |
| 4.1 污染物去除性能 |
| 4.2 填料表面生物膜分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷性能 |
| 5.1 填料改性方法 |
| 5.2 改性填料的表征 |
| 5.3 改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷性能 |
| 5.4 系统抗水质变化和温度变化的性能分析 |
| 5.5 改性组合填料表面生物膜分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 改性组合填料附着微生物种群结构和多样性 |
| 6.1 微生物种群结构与多样性 |
| 6.2 功能微生物分布与污染物去除冗余分析 |
| 6.3 生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 改性组合填料生物接触氧化降解微污染河水有机物ASM3-SMP模型 |
| 7.1 微生物好氧代谢动力学 |
| 7.2 微生物好氧代谢动力学模型 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（5）源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语和缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农村生活污水治理现状 |
| 1.2 农村污水治理的模式与选择 |
| 1.3 黑灰分离处理方式进展 |
| 1.4 生物处理脱氮技术进展 |
| 1.5 人工湿地强化除磷 |
| 1.6 课题研究的目的,意义,内容和技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与实验用水 |
| 2.2 生化指标检测 |
| 2.3 微生物检测 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 第三章 改进型厌氧折流板反应器黑水预处理 |
| 3.1 MABR的启动情况 |
| 3.2 HRT对MABR运行效果的影响 |
| 3.2.1 初次启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.2.2 重启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.3 MABR稳定运行处理效果 |
| 3.4 MABR微生物群落分析 |
| 3.4.1 各隔室细菌分布分析 |
| 3.4.2 各隔室古菌分布分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 缺氧-好氧联合生物处理 |
| 4.1 运行条件优化 |
| 4.1.1 回流比的影响 |
| 4.1.2 ANF水力停留时间的影响 |
| 4.1.3 ms-wdRBC水力停留时间的影响 |
| 4.1.4 盘片转速的影响 |
| 4.2 稳定运行情况 |
| 4.2.1 污染物去除效果 |
| 4.2.2 能耗分析 |
| 4.3 微生物群落空间分布 |
| 4.3.1 群落多样性分析 |
| 4.3.2 群落物种空间分布 |
| 4.4 适用于农村生活污水治理工程的参数条件 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 多级水车驱动式生物转盘的优化与充氧模型 |
| 5.1 水车驱动式生物转盘的构型优化 |
| 5.2 水车双侧驱动式生物转盘的充氧性能测评与优化 |
| 5.2.1 跌水高度对充氧能力的影响 |
| 5.2.2 跌水流量对充氧能力的影响 |
| 5.2.3 盘片转速对充氧能力的影响 |
| 5.3 水车双侧驱动式生物转盘的氧传质模型 |
| 5.3.1 跌水过程充氧模型 |
| 5.3.2 转动过程充氧模型 |
| 5.3.3 ms-wdRBCs氧传质模型 |
| 5.4 转盘盘片生物膜的显微镜观察研究 |
| 5.4.1 生物盘片挂膜启动及膜生长情况 |
| 5.4.2 稳定运行过程生物膜微生物观察情况 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工湿地强化除磷 |
| 6.1 人工湿地强化除磷基质的选择 |
| 6.1.1 基质强化除磷吸附机理实验筛选 |
| 6.1.2 投加量、粒径、初始磷浓度及温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.1 投加量对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.2 粒径对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.3 初始磷浓度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.4 温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.5 吸附动力学及热力学分析 |
| 6.1.3 强化除磷基质人工湿地中试筛选 |
| 6.2 人工湿地强化除磷植物的选择 |
| 6.2.1 夏秋季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.1.1 夏秋季植物磷去除情况 |
| 6.2.1.2 夏秋季植物氮去除情况 |
| 6.2.1.3 夏秋季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.2.2 冬春季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.2.1 冬春季植物磷去除情况 |
| 6.2.2.2 冬春季植物氮去除情况 |
| 6.2.2.3 冬春季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.3 经济型人工湿地的构建与经济效益 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
（6）分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究（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 焦化废水概述 |
| 1.2.1 焦化废水的来源及组成 |
| 1.2.2 焦化废水的危害 |
| 1.2.3 焦化废水的处理技术 |
| 1.3 分段进水多级A/O工艺研究进展 |
| 1.3.1 分段进水多级A/O工艺的原理及特点 |
| 1.3.2 分段进水多级A/O工艺的影响因素 |
| 1.3.3 活性污泥法多级A/O工艺研究现状 |
| 1.3.4 生物膜法多级A/O工艺的研究现状 |
| 1.3.5 曝气生物滤池研究进展 |
| 1.3.6 存在问题 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 新工艺的提出 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 填料与承托层 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.1.4 实验试剂及仪器 |
| 2.2 反应器的启动 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标分析法 |
| 2.3.2 含氮杂环有机物的测定方法 |
| 2.3.3 生物膜胞外聚合物分析 |
| 2.3.4 光谱分析 |
| 2.3.5 GC/MS分析 |
| 2.3.6 高通量测序分析 |
| 第三章 系统焦化废水难降解有机物去除性能 |
| 3.1 反应器启动 |
| 3.2 系统稳定运行对机物的处理效果 |
| 3.3 R1阶段系统对难降解有机物去除效果 |
| 3.3.1 COD去除效果 |
| 3.3.2 苯酚去除效果 |
| 3.3.3 吡啶去除效果 |
| 3.3.4 喹啉去除效果 |
| 3.3.5 吲哚去除效果 |
| 3.3.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.4 R2阶段系统对难降解有机物去除效果 |
| 3.4.1 COD去除效果 |
| 3.4.2 苯酚去除效果 |
| 3.4.3 吡啶去除效果 |
| 3.4.4 喹啉去除效果 |
| 3.4.5 吲哚去除效果 |
| 3.4.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.5 R3阶段系统对有机物的处理效果 |
| 3.5.1 COD去除效果 |
| 3.5.2 苯酚去除效果 |
| 3.5.3 吡啶去除效果 |
| 3.5.4 喹啉去除效果 |
| 3.5.5 吲哚去除效果 |
| 3.5.6 沿程有机物去除效果 |
| 3.6 最佳工况下沿程各段有机物的去除贡献率 |
| 3.7 生物膜胞外聚合物分析 |
| 3.8 焦化废水中难降解有机物的去除机制 |
| 3.8.1 紫外分光光谱 |
| 3.8.2 红外分光光谱 |
| 3.8.3 三维荧光光谱 |
| 3.8.4 气相色谱-质谱联用(GC/MS) |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 系统焦化废水脱氮性能 |
| 4.1 系统稳定运行对TN的去除效果 |
| 4.1.1 R1阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.2 R2阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.3 R3阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.4 R4阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.1.5 R5阶段系统对TN去除率的影响 |
| 4.2 R5阶段中不同NH_4~+-N浓度下系统各段沿程分析 |
| 4.3 最佳工况下的脱氮贡献 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物群落结构特征 |
| 5.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.2 微生物群落相似性与差异性分析 |
| 5.2.1 样本聚类树图分析 |
| 5.2.2 样本OTU分布韦恩图分析 |
| 5.3 微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 门水平上的群落结构 |
| 5.3.2 纲水平上的群落结构 |
| 5.4 优势菌属和功能菌分析 |
| 5.4.1 优势菌属 |
| 5.4.2 功能菌属 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 SMHA/OBAF处理模拟焦化废水动力学分析 |
| 6.1 反应动力学模型的建立 |
| 6.1.1 一阶基质去除模型 |
| 6.1.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.1.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.2 COD去除动力学分析 |
| 6.2.1 一阶基质去除动力学模型 |
| 6.2.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.2.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.3 TN去除动力学分析 |
| 6.3.1 一阶基质去除动力学模型 |
| 6.3.2 莫诺接触氧化动力学模型 |
| 6.3.3 改进型Stover-Kincannon模型 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）基于自养生物脱氮的EGSB-BR复合反应器试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺研究进展 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 短程硝化-反硝化工艺 |
| 1.2.3 同时硝化反硝化工艺 |
| 1.2.4 单级自养脱氮(CANON)工艺 |
| 1.3 生物膜概述 |
| 1.3.1 生物膜脱氮机理 |
| 1.3.2 生物膜反应器应用现状 |
| 1.4 膨胀颗粒污泥反应床(EGSB)概述 |
| 1.4.1 EGSB运行机理 |
| 1.4.2 EGSB应用现状 |
| 1.5 主要研究内容及技术方案 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 研究特色与创新 |
| 1.5.3 研究目的 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 2 EGSB-BR反应器启动运行自养生物脱氮及影响因素的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验填料 |
| 2.2.3 实验用水 |
| 2.2.4 实验预处理 |
| 2.2.5 实验中相关计算 |
| 2.2.6 分析测试项目 |
| 2.3 研究目标与内容 |
| 2.3.1 研究目标 |
| 2.3.2 研究内容 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 EGSB-BR启动运行过程含氮物质变化 |
| 2.4.2 EGSB-BR启动运行过程影响因素调试 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 EGSB-BR反应器启动自养生物脱氮过程中污泥物性分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 污泥的来源 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.2.3 污泥粒径的测定 |
| 3.2.4 电镜扫描分析 |
| 3.2.5 3D-EEM分析方法 |
| 3.2.6 FT-IR分析方法 |
| 3.3 污泥粒径分布 |
| 3.4 污泥电镜扫描分析 |
| 3.5 污泥EPS含量及组成的变化 |
| 3.5.1 污泥3D-EEM差异解析 |
| 3.5.2 污泥FT-IR差异解析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 基于高通量测序的EGSB-BR反应器微生物群落结构分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品来源 |
| 4.2.2 主要试剂及仪器 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 微生物群落多样性分析 |
| 4.4 微生物多样性研究 |
| 4.4.1 门水平上的细菌群落分析 |
| 4.4.2 属水平上细菌群落分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 基于EGSB-BR反应器的自养生物脱氮工艺工程应用可行性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同氨氮浓度废水处理工艺 |
| 5.2.1 高浓度氨氮废水处理的工艺路线 |
| 5.2.2 中低等浓度氨氮废水处理的工艺路线 |
| 5.3 废水处理工艺的经济性分析 |
| 5.3.1 引言 |
| 5.3.2 预处理 |
| 5.3.3 曝气量 |
| 5.3.4 消耗碱量 |
| 5.3.5 外加碳源 |
| 5.3.6 占地面积 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 在校期间科研成果 |
| 致谢 |
（8）玄武岩纤维生物巢反应器脱氮性能优化及应用评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污废水生物脱氮原理与工艺 |
| 1.2.1 生物脱氮原理 |
| 1.2.2 单级活性污泥脱氮工艺 |
| 1.2.3 多级活性污泥脱氮工艺 |
| 1.2.4 生物膜法脱氮工艺 |
| 1.2.5 活性污泥与生物膜混合工艺 |
| 1.3 BF生物巢概念的提出 |
| 1.3.1 BF填料的特性及其在水处理中的应用 |
| 1.3.2 生物巢的特点 |
| 1.3.3 生物巢研究现状 |
| 1.4 课题研究的目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 BF生物巢反应器性能优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验装置及材料 |
| 2.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 2.2.3 实验药品及仪器 |
| 2.2.4 水质分析 |
| 2.2.5 生物巢培养与反应器启动 |
| 2.2.6 生物巢生物量测定 |
| 2.3 单因素实验结果与讨论 |
| 2.3.1 HRT对污染物去除效果的影响 |
| 2.3.2 DO对污染物去除效果的影响 |
| 2.3.3 HS对污染物去除效果的影响 |
| 2.4 多因素实验结果与讨论 |
| 2.4.1 正交实验设计方案 |
| 2.4.2 COD去除效果 |
| 2.4.3 氨氮去除效果 |
| 2.4.4 总氮去除效果 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 BF生物巢反应器脱氮效果及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验装置及流程 |
| 3.2.2 实验用水与接种污泥 |
| 3.2.3 水质分析 |
| 3.2.4 活性污泥比好氧速率测定 |
| 3.2.5 脱氢酶活性测定 |
| 3.2.6 生物巢细菌活性测定 |
| 3.2.7 微生物群落 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 生物巢脱氮机理解析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 BF生物巢反应器实际应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置及填料安装 |
| 4.2.2 进水水质特征与接种污泥 |
| 4.2.3 仪器设备与水质测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物巢在印染废水中的培养 |
| 4.3.2 对生活污水的处理效果 |
| 4.3.3 对印染废水处理效果 |
| 4.3.4 对碳纳米管生产废水处理效果 |
| 4.4 经济性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文及其他科研成果 |
（9）电场强化生物反应器处理分散式生活污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 分散式生活污水处理概述 |
| 1.1.1 分散式生活污水处理的概念 |
| 1.1.2 分散式生活污水常见处理方法 |
| 1.2 废水的脱氮除磷方法 |
| 1.2.1 氮磷污染与水体富营养化 |
| 1.2.2 污水的脱氮除磷方法 |
| 1.3 电生物反应器 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 2 强化生物反应器中的电场作用 |
| 2.1 电场对生物处理过程的强化影响 |
| 2.1.1 生物处理及生物膜法处理机理 |
| 2.1.2 电场对生物处理的强化作用 |
| 2.2 试验水质及试验设备 |
| 2.2.1 试验水质 |
| 2.2.2 试验设备 |
| 2.3 填料挂膜 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.5 实验结果与讨论 |
| 2.5.1 电流密度对COD去除率的影响 |
| 2.5.2 电流密度对TP去除率的影响 |
| 2.5.3 电流密度对TN去除率的影响 |
| 2.5.4 电流对微生物生长的影响 |
| 2.5.5 小结 |
| 3 强化生物反应器处理分散式生活污水的试验研究 |
| 3.1 试验水质 |
| 3.2 试验设备及工艺流程 |
| 3.2.1 试验设备 |
| 3.2.2 填料的选择 |
| 3.2.3 工艺流程 |
| 3.3 微生物膜的培养与驯化 |
| 3.4 测试方法 |
| 3.4.1 实验药品 |
| 3.4.2 分析项目及方法 |
| 3.5 运行结果及分析 |
| 3.5.1 水力停留时间对去除效果的影响 |
| 3.5.2 电压对去除效果的影响 |
| 3.5.3 极板间距对去除效果的影响 |
| 3.5.4 气水比对去除效果的影响 |
| 3.5.5 运行结果 |
| 3.5.6 小结 |
| 4 多级强化生物反应器处理分散式生活污水的研究 |
| 4.1 多级强化生物工艺处理生活污水的机理 |
| 4.1.1 厌氧段去除有机物机理 |
| 4.1.2 缺氧、强化好氧段对氨氮的去除机理 |
| 4.1.3 缺氧、强化好氧段对磷的去除机理 |
| 4.2 试验水质 |
| 4.3 试验设备及工艺流程 |
| 4.3.1 试验设备 |
| 4.3.2 工艺流程 |
| 4.4 测试方法 |
| 4.4.1 实验药品 |
| 4.4.2 测试项目及方法 |
| 4.5 生物膜的培养与驯化 |
| 4.6 运行结果及分析 |
| 4.6.1 强化厌氧生物反应器的运行结果及分析 |
| 4.6.2 缺氧生物反应器的运行结果及分析 |
| 4.6.3 强化好氧生物反应器的运行结果及分析 |
| 5 多级强化生物反应器处理分散式生活污水的技术经济可行性研究 |
| 5.1 技术可行性 |
| 5.2 经济效益分析 |
| 6 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）单级填料床亚硝化-厌氧氨氧化工艺快速启动及影响因素研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 氨氮废水的来源与危害 |
| 1.2 废水中氮素的生物处理方法 |
| 1.3 亚硝化-厌氧氨氧化自养脱氮技术概述 |
| 1.4 污水脱氮微生物及功能基因研究 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 接种污泥与实验用水 |
| 2.3 主要分析项目与检测方法 |
| 2.4 试验所用仪器与试剂 |
| 3 单级PN/A填料床反应器的快速启动 |
| 3.1 运行方式 |
| 3.2 启动过程氮素的去除特性 |
| 3.3 系统稳定阶段沿程氮素和pH变化 |
| 3.4 填料床反应动力学研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 单级PN/A自养脱氮系统脱氮潜力与脱氮途径分析 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 微生物种群结构特征分析 |
| 4.3 脱氮潜力分析 |
| 4.4 脱氮途径分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 单级PN/A填料床反应器脱氮性能影响因素研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 进水负荷变化对PN/A自养脱氮系统的稳定性的影响 |
| 5.3 进水pH值变化对PN/A自养脱氮系统稳定性的影响 |
| 5.4 反应温度变化对PN/A自养脱氮系统稳定性的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
四、单级生物膜法脱氮机理及影响因素（论文参考文献）
- [1]基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究[D]. 艾胜书. 吉林大学, 2021(01)
- [2]文昌市龙楼镇区污水处理厂工艺设计研究[D]. 桑林林. 扬州大学, 2021(08)
- [3]曝气生物滤池对农村生活污水脱氮效能评价及机理分析[D]. 曹锋锋. 西安科技大学, 2021(02)
- [4]改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究[D]. 孙广垠. 中国矿业大学, 2021(02)
- [5]源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究[D]. 查晓. 东南大学, 2021(02)
- [6]分段进水多级A/O复合曝气生物滤池处理模拟焦化废水工艺特性研究[D]. 侯子泷. 太原理工大学, 2020(07)
- [7]基于自养生物脱氮的EGSB-BR复合反应器试验研究[D]. 兰彬彬. 贵州民族大学, 2020(02)
- [8]玄武岩纤维生物巢反应器脱氮性能优化及应用评价[D]. 赵帅. 江苏大学, 2020(02)
- [9]电场强化生物反应器处理分散式生活污水的试验研究[D]. 周厚英. 兰州理工大学, 2020(12)
- [10]单级填料床亚硝化-厌氧氨氧化工艺快速启动及影响因素研究[D]. 谢雅琪. 中国矿业大学, 2020(01)