一、ABR反应器基质降解动力学有关参数的试验研究（论文文献综述）
刘冰洁[1]（2021）在《搅拌混合传质提高厌氧氨氧化处理效果的试验研究》文中提出
李鑫[2]（2021）在《低强度超声波强化厌氧折流板反应器处理低浓度污水特性研究》文中指出针对低浓度污水厌氧生物处理存在污泥活性较差、处理效率不高等问题,本论文采用低强度超声波技术强化厌氧折流板反应器（ABR）处理低浓度污水。结合低强度超声波强化下ABR处理低浓度污水的运行特性,深入分析了超声波作用下ABR各隔室污泥特性,并对ABR各隔室微生物群落变化进行了系统研究,以期揭示低强度超声波与反应器耦合作用的影响机理。主要内容及结果如下:为了提高ABR处理低浓度污水的效果,反应器成功启动后,利用低强度超声波（超声频率20 k Hz、声能密度0.1 W/m L、辐照时间10 min、辐照周期24 h,辐照污泥比例10%）对各隔室厌氧污泥辐照处理。结果表明,低强度超声波可提高ABR处理低浓度污水有机物去除效果,且运行稳定。在启动已获得较高化学需氧量（COD）去除率下,当进水COD平均浓度为609.12 mg/L、水力停留时间（HRT）为8 h时,对照组出水COD平均浓度为62.46 mg/L,平均去除率为89.75%;超声组出水COD平均浓度为30.54mg/L,平均去除率为94.99%,较对照组出水COD去除率提高5.24%,出水COD浓度满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中一级A排放标准。在ABR稳定运行期间,考察了低强度超声波作用下各隔室污泥特性。结果表明,周期性超声后,超声组各隔室总悬浮固体（TSS）、挥发性悬浮固体（VSS）均低于对照组,但具有更高的VSS/TSS。超声组污泥胞外聚合物（EPS）的总量增加,松散结合型EPS（LB-EPS）、紧密结合型EPS（TB-EPS）均增加,蛋白质（PN）含量增加,多糖（PS）含量减少。超声组各隔室脱氢酶活性（DHA）分别为26.43、23.43、21.87、19.55mg TF/（g VSS·h）,而对照组各隔室分别为18.13、17.01、13.56、9.90 mg TF/（g VSS·h）。超声组各隔室辅酶F420含量分别为0.82、0.73、0.69、0.65μmol/g VSS,而对照组各隔室分别为0.65、0.53、0.52、0.49μmol/g VSS。超声作用大大提高了厌氧污泥关键酶活性,使污泥降解有机物产甲烷能力得到增强。超声组各隔室污泥产甲烷一级动力学拟合得X∞分别为106.00、129.73、55.71、41.89 m L/g VSS,对照组各隔室X∞依次为92.29、95.27、52.33、29.72 m L/g VSS,亦表明超声辐照提高了污泥产甲烷能力。同时污泥粒径减小,比表面积增大利于传质,但污泥表面官能团种类基本不变。最后,深入研究了低强度超声波对ABR各隔室微生物群落结构的影响。根据高通量测序分析可知,低强度超声波降低了超声组各隔室细菌和古菌的丰富度和多样性,长期超声辐照对厌氧污泥微生物起到了筛选作用。低强度超声波改变了超声组细菌群落结构,促进了各隔室变形菌门Proteobacteria、拟杆菌门Bacteroidetes、放线菌门Actinobacteria、酸杆菌门Acidobacteria相对丰度的大幅增加,使超声组各隔室产酸能力得到提高。超声辐照改变了古菌的群落结构,使部分产甲烷菌成为优势菌群,主要表现为:在纲水平上,低强度超声波主要是促进了甲烷微菌纲Methanomicrobia的富集;在属水平上,低强度超声波主要是提高了甲烷丝菌属Methanothrix的相对丰度。综上所述,低强度超声波可提高ABR处理低浓度污水的处理效果,改变ABR各隔室厌氧污泥部分特性,并对微生物起到筛选和富集作用。
高艳娟[3]（2020）在《反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究》文中研究指明含氮杂环化合物（Nitrogen Heterocyclic Compounds,NHCs）具有毒性与“三致”效应,广泛存在于煤热解、焦化等煤化工废水中。这类工业废水主要特征是COD/NOx--N比值较高,过量的碳源除反硝化降解外,主要依靠后续好氧反应池耗氧代谢,动力能耗较大,难降解NHCs的存在,使生物处理的效果受到极大限制,出水COD浓度仍较高,达不到排放标准。传统厌氧生物处理是去除NHCs的有效方法,但存在降解速率慢、生物能源气体（CH4）产量低、降解过程中产生氨氮累积的困局。厌氧同时反硝化产甲烷（SDM）是提高有机物降解率,改善生化出水质量的有效途径。针对传统厌氧技术应用的瓶颈,微生物电解池耦合厌氧消化（MEC-AD）技术具有强化厌氧降解、同时除碳脱氮的潜能。本文选用喹啉、吲哚、吡啶三种典型NHCs,分析了典型NHCs在SDM体系中降解性能,解析了NO3--N对NHCs降解的促进及对产甲烷的抑制作用机理,揭示了SDM体系内NHCs降解途径及降解机理,明确了特定碳源下反硝化菌和产甲烷菌的共生关系;提出了MEC-AD体系强化NHCs降解及碳氮脱除的方法,探讨生物电化学体系内碳氮同步脱除机制,揭示了NHCs在MEC-AD体系内降解机理及功能菌群协同耦合作用的生物学机制;研究了NHCs共基质条件下降解特性。本研究可丰富废水厌氧生物处理理论,为煤化工业废水中NHCs的有效去除提供理论依据与新思路。研究结果表明,SDM体系内250 mg/L喹啉、吲哚、吡啶的最适NO3--N分别为50、50、35 mg/L时,可获得NHCs最快降解速率及最小避免NO3--N对产甲烷反应的抑制,相比厌氧消化体系（AD）,降解速率分别提高了0.54、1.15、1.41 mg/（L·h）,甲烷产量分别减少了58.58%、64.13%、30.36%;脱氢酶和脲酶活性分别提高了6.50和3.70、6.80和8.50、6.70和3.50mg/MLVSS/h;高浓度NHCs（550 mg/L）降解效率分别提高39.86%、54.34%、22.33%;由于NHCs降解进程加快,NH4+-N的累积量相应提高了4.90%、6.25%、8.41%。通过对NHCs降解前后做碳氮平衡分析,明确了SDM体系内NHCs降解过程中碳氮流向。相比AD体系,反应结束后,SDM体系内喹啉、吲哚、吡啶中的碳转化的无机碳分别提高了21.30%、20.73%、4.51%;有机碳分别降低了19.63%、24.04%、17.80%;甲烷碳分别降低了12.76%、21.79%、14.45%;而固态中生物碳与氮含量均得到提高。SDM体系内喹啉在C-2位置羟基化生成2-羟基喹啉;吲哚在C-2羟基化生成2-吲哚酮和靛红,及生成甲基化产物3-甲基吲哚;吡啶在N-C-2位置断裂生成戊二醛。相比AD体系,SDM体系内中间产物形成速率更快且降解更为彻底。SDM体系内有效富集了降解菌、反硝化菌、硝态氮还原菌、中间产物降解菌,功能菌群间是互营共生关系;在产甲烷层面,喹啉、吲哚组以氢营养型产甲烷菌为主,吡啶组以乙酸营养型产甲烷菌为主。SDM内NHCs降解存在氨氮累积量增高、甲烷产量降低的现象,因此,探究了MEC-AD对NHCs碳氮脱除的效能。结果表明,外加电压促进了喹啉、吲哚、吡啶的降解,250 mg/L的NHCs最适降解电压分别为1.0、1.0、0.7 V,相比AD体系,降解速率分别提高了2.65、3.74、8.32 mg/（L·h）;TOC去除率分别了提高了29.41%、29.19%、24.69%;甲烷产量分别提高了1.5、1.4、1.4倍;处理高浓度NHCs（550 mg/L）,去除率分别提高了84.26%、84.22%、55.56%。分析了MEC-AD体系脱除氨氮效果,发现NH4+-N能完全去除,并解读了脱氮过程中电化学氧化、厌氧氨氧化、反硝化的协同作用机制。MEC-AD体系内喹啉降解遵循香豆素路径,生成2-羟基喹啉与8-羟基香豆素;吲哚降解生成2-吲哚酮与靛红;吡啶降解生成戊二醛,并在C-2-3处断裂生成甲酰胺;中间产物的形成与降解速率加快。功能菌群在MEC-AD体系内富集度更高,且电流对优势菌的富集具有选择性,喹啉降解过程中,降解菌和产电菌、厌氧氨氧化菌、自养反硝化菌、异养反硝化菌互营共生,占比分别高达36.99%、4.84%、8.18%、1.28%;三种NHCs组内均以氢型产甲烷菌为主,并富集了与氮脱除过程相关的厌氧氨氧化古菌（Nitrosoarchaeum）。实际废水中NHCs以混合底物状态存在,当喹啉与吲哚共基质时,低浓度的吲哚（0-100 mg/L）对喹啉及中间产物的降解具有促进作用,浓度高于150 mg/L会出现抑制现象;喹啉无论浓度高低均对吲哚的降解产生抑制。吲哚与吡啶共基质时有相似的降解特征。由于降解体系及底物不同,使NHCs共基质的功能菌群结构差异较大。
陆青云[4]（2020）在《填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理》文中研究说明草甘膦是一种广谱、高效、低毒的非选择性除草剂,我国是草甘膦农药生产第一大国,由此带来大量草甘膦生产废水。草甘膦废水组分复杂,难降解有机物浓度高,通常采用化学氧化、生化法、化学沉淀等“物化+生物”法组合工艺,其中生物法因环保、运行成本低,成为其中关键步骤,然而传统活性污泥生物法悬浮生长,受水质波动影响大,出水不稳定。对此研究高效稳定的生物法处理工艺,具有重要现实意义。本文以负载高效微生物菌种的聚氨酯填料为生物催化剂,采用厌氧反应和好氧反应串联的两级填充式生物膜反应器处理草甘膦废水,并首次结合振荡流技术强化反应器内气液固多相传质过程,同时优化了环境参数和工艺操作条件,建立了底物降解动力学。主要工作如下:1.设计建立了固定化生物膜振荡流反应器装置,采用负载高效微生物菌种（B350M）的聚氨酯填料为固定化生物膜,反应器为厌氧塔和好氧塔串联。针对废水中化学需氧量（COD）以及氨氮、硝态氮、总氮含量过高难以降解的问题,在厌氧塔中实现碳氧化与反硝化过程,去除70%COD以及90%以上硝态氮,在好氧塔中实现同步硝化反硝化过程,去除90%以上氨氮以及75%以上总氮。操作参数优化后,经一个月连续稳定实验表明,出水COD在50mg/L以下,氨氮在5mg/L以下,TN在15 mg/L以下,生物膜振荡流系统出水稳定,出水达到水质排放标准。2.为了优化厌氧过程的操作条件,实验考察了水力停留时间（HRT）、振荡条件、水温对反应的影响。结果表明,厌氧反应中HRT对COD和硝酸盐氮（NO3-N）的去除有显着影响,COD去除率对HRT增加而逐渐增大,而后趋于平稳,NO3-N随HRT增加快速降低,9 h后95%以上的NO3-N得到去除;合适的振荡强度可强化反应,实验振幅范围0～5mm,频率0～2.4Hz,采用振荡雷诺数Reo表达振荡强度,当Reo低于3500时,COD的去除率随Reo增加逐渐增大,相比不加振荡时,提升幅度最大可达27%;而Reo大于3500时,COD去除率随Reo增加逐渐减少;综合考虑与好氧反应的耦合,厌氧的最佳操作参数为:HRT为9 h,振幅3mm,频率2Hz,水温30～35℃,此时COD去除率为70%,NO3-N去除率95%以上。3.为了优化好氧过程的操作条件,实验考查了 HRT、振荡条件、溶解氧浓度、pH对反应的影响。结果表明,COD和氨氮随HRT增加而快速降低而后趋于平稳;合适的振荡强度可强化好氧反应,COD和氨氮等随振荡雷诺数Reo增加先减少后增加,在Reo为2800附近取得最小值;溶解氧是实现好氧同步硝化反硝化的关键,调节其浓度可改变生物膜内好氧和缺氧区域比例;pH影响好氧菌活性,弱碱性时微生物活性高。好氧同步硝化反硝化的最佳操作条件为:HRT为6h,振幅pH值为7.5,溶解氧浓度为3.5mg/L,此时COD去除率为90%以上,氨氮去除率为95%以上,总氮去除率为80%以上。4.为了用于工程设计与放大,建立底物降解的动力学模型,在近平推流条件下,通过实验数据拟合得到厌氧动力学参数为反应速率参数k为217.5 mg/L/h,基质半饱和浓度Ks为698.2mg/L,好氧动力学参数为反应速率参数k’为587mg/L/h,Ks为1203 mg/L。由动力学方程计算的COD值与实验结果的平均相对误差分别为厌氧过程6.75%和好氧过程9.92%,能满足工程设计与开发的需要。
龙琦[5]（2020）在《植物酸化油废水厌氧生化法处理研究》文中提出植物酸化油废水由于其酸性强、有机物含量高、硫酸盐含量高和难生物降解等特性,在实际工程应用中面临处理成本高昂、处理效果不佳等问题。本课题以广东省东莞市某实业有限公司植物酸化油生产废水为研究对象,根据废水的污染特性和废水处理工程中存在的问题,提出了采用厌氧序批式反应器（ASBR）处理植物酸化油废水的工艺方法,并对反应器的启动方式、处理效能、参数优化和基质降解动力学进行了研究,为工程应用提供理论依据。对ASBR处理植物酸化油废水采用不同负荷的启动方式进行了研究。研究发现,低负荷启动条件下（前期废水经过稀释）污泥能更快速适应高浓度植物酸化油废水的冲击负荷,此时反应器有更高的有机物去除效率和更少的挥发性脂肪酸（VFA）、硫化物累积。低负荷启动与高负荷启动稳定后的平均COD去除率分别为51.2%、40.2%,稳定后VFA的平均积累浓度分别为1069 mg·L-1和1225 mg·L-1。稳定后硫化物的平均积累浓度分别为47.8 mg·L-1和77.6 mg·L-1。对运行稳定的ASBR处理植物酸化油废水的重要影响因素和处理效能进行了研究。结果表明,植物酸化油废水在厌氧反应初始p H=5、5.5的条件下,p H、硫化物浓度、VFAs浓度在一个周期的反应阶段内的波动较小,COD的去除率仅为15%～20%;而在初始p H=6、6.5、7、7.5、8的条件下p H、硫化物浓度、VFAs浓度波动较大且COD去除率可达50%～60%。根据不同初始p H下ASBR处理植物酸化油废水的效能与废水停留时间的关系,建立初始p H-废水停留时间-COD去除率定量关系的多元非线性回归模型,该模型显着性高。由模型结论可知,在初始p H为7.5,废水停留时间为84h时有最大的COD去除率。对优化条件下的植物酸化油废水的厌氧反应进行了基质降解动力学研究,结果表明,在基质快速降解期内COD得到快速去除,基质的比降解速率高,模型=507.6-（2.633×106）/（S-4390）可以较好地描述此时的基质降解过程;在抑制期内COD去除速率快速下降,基质比降解速率低,模型=（1199-（6.219×106）/（S-4390））×（1-P/1082）0.4326可以较好地描述此时的基质降解过程。
梁海[6]（2020）在《填料床厌氧生物反应器处理含高硫酸盐矿井废水研究》文中研究指明采取厌氧生物方法处理高硫酸盐废水是厌氧生物处理技术的一个重要分支。矿山开采产生的硫酸盐矿井废水有机物含量低、含盐量高,因而处理此类废水的生物法需要额外投加碳源、且污泥要具有耐盐性。本研究就是根据此类特点,通过上流式填料床厌氧反应器,分别考察了填料床反应器启动、不同工况的运行性能、高盐对运行性能、污泥活性等的影响以及不同盐度下的反应动力学方程。从而探究了厌氧生物法处理高硫酸盐矿井水的可行性。研究的主要内容以及相关结果如下:经过两个阶段共63d的运行反应器成功启动。阶段1维持较低COD/SO42-为1时,碳源不足,启动效果不佳,去除效率在45%左右。之后将COD/SO42-比提高到2,在阶段2运行52d后,反应器成功启动,硫酸盐去除率达到89.81%。SRB电子流比达到50%左右,污泥平均粒径从27.29μm提高到105.3μm,表观也呈现黑灰色,SEM图像中污泥表明更加光滑、边界清晰;驯化前后的Proteobacteria以及Bacteroidetes都仍是主导菌门,而与有机物降解功能的Firmicutes则得到了大幅度提高;种泥中的起到脱氮除磷的作用的一些主导菌属在驯化后变成了与糖的降解有关,Desulfovibrio也大幅度提高。考察了水力停留时间、COD/SO42-比以及硫酸盐负荷这些工况对于硫酸盐还原效果的影响。结果表明适宜的HRT、COD/SO42-和硫酸盐负荷分别为16h、0.9和3kg/（m3·d）,对应的去除效率为91.07±1.39%;盐度对硫酸盐还原的影响结果表明,当盐度为2%时,对硫酸盐去除影响不大,当盐度大于3%时硫酸盐去除率下降明显。盐度的提高也带来胞外聚合物（EPS）含量的大幅增加、PN/PS比的降低,还有EPS主要成分由溶解性微生物代谢产物转变为芳香族蛋白。另外,高盐度也使微生物从杆菌向丝状菌转变,提高其耐盐性;盐的增加降低了污泥中微生物的多样性,Firmicutes因其对极端环境的抵抗力成为了主导菌门,而之前的主导菌门Proteobacteria则受到盐度的冲击进而大幅度的降低。更多的耐盐菌成为主导菌属代替了盐投加前的进行碳降解的菌属的主导地位,并且盐度的增加还促进了Desulfovibrio丰度从2.20%提高到4.79%,说明其具有良好的耐盐性。当盐度为0%和5%时的反应动力学模型分别为V=206.12S/（0.058+S）、V=298.18S/（0.050+S）。随着盐度的不断提高,Vmax值不断降低,KS不断提高,说明污泥活性和SRB与基质的亲和力降低了。
王菁[7]（2020）在《四氧化三铁强化垃圾渗滤液厌氧处理的效能及机制研究》文中认为垃圾渗滤液具有有机物浓度高、成分复杂、盐度高、可生化性差等特点,因此研究一种能够强化垃圾渗滤液中有机物厌氧转化的处理方法非常必要。本论文以垃圾渗滤液厌氧处理为对象,研究了应用厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的效能、四氧化三铁添加的强化作用、以及四氧化三铁强化厌氧处理的的作用机制。主要结论如下:首先,研究了厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的效能。当进水COD为6100mg/L,运行第40天后,COD去除率稳定地达到90%以上,甲烷产量可达1250m L/d。驯化完成后,除第一个隔室外,其余隔室的实际产甲烷量均高于理论产甲烷量。挥发性脂肪酸（VFAs）浓度在第一和第二个隔室可达到1370和1200 mg/L,后两个隔室VFAs浓度可忽略不计。结果表明水解酸化主要发生在厌氧折板反应器的第一、二隔室,不同隔室的微生物降解功能得以分离。污泥的嗜氢产甲烷活性和嗜乙酸产甲烷活性分别提升了约146%及58%,污泥的胞外聚合物（EPS）和溶解性微生物（SMP）含量均有所提高。进水盐度的冲击并未对厌氧折板反应器运行造成严重的负面影响。因此,具有相分离特点的厌氧折板反应器能够高效、稳定地处理垃圾渗滤液。其次,研究了向厌氧折板反应器中投加10g/L的四氧化三铁对垃圾渗滤液厌氧消化的强化作用。当进水COD浓度为7290 mg/L左右,运行72天后,COD去除率稳定达到95%以上。添加四氧化三铁的厌氧折板反应器产甲烷量比对照组增加了200-350 m L/d。相比于对照组,投加四氧化三铁的污泥嗜乙酸产甲烷活性、电子传递活性和辅酶F420的含量分别提高了22%、27%和8%,而污泥的嗜氢产甲烷活性变化小。显然,在厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液过程中,添加四氧化铁能够增加污泥的产甲烷活性和电子传递效率,从而提高垃圾渗滤液的厌氧产甲烷量。最后,探究了四氧化三铁强化垃圾渗滤液厌氧处理的作用机制,比较了垃圾渗滤液的水解酸化和产甲烷两阶段的代谢特性。在水解酸化阶段,当进水COD为2500 mg/L,投加四氧化三铁的反应器p H可以迅速恢复至7.0,增强了厌氧污泥的p H缓冲能力和稳定性,同时也降低了出水磷酸盐的浓度。当进水COD提高至3200 mg/L,投加了四氧化三铁的反应器能够快速适应有机负荷变化,且丙酸和丁酸浓度明显低于对照组。静态实验研究表明,添加四氧化铁的实验组比对照组的甲烷产量增加了24.7%,电子传递活性提高了33.4%。因此,投加四氧化三铁可以提高厌氧污泥的乙酸型产甲烷活性和电子传递效率,进而增强反应器的抗冲击能力和垃圾渗滤液中有机物的甲烷产量。
马凯[8]（2020）在《SBR+人工湿地系统处理分散式农村生活污水》文中认为现阶段针对分散式农村生活污水的处理工艺还处在起步阶段,缺乏专门的设计规范与标准和针对分散式农村污水水质、水量特点的处理工艺。为解决我国分散式农村生活污水分散程度高、水质水量波动大及氮、磷污染严重等问题,本文采用SBR+人工湿地组合工艺既结合了各自的优点,又弥补了各自的不足,研究了SBR反应器污染物降解及有机物降解动力学规律、考察了曝气方式、曝气时间、换水比及人工湿地进水有机负荷对组合工艺污染物去除效果的影响,确定了组合工艺在降低能耗的同时实现污水达标排放的最佳工艺参数。为该组合工艺在分散式农村生活污水处理方面提供理论与技术支持。研究结论如下:（1）SBR+人工湿地组合工艺解决了农村间歇式排水的难点,对农村生活污水具有很好的去除效果,稳定运行期间,COD、NH3-N、TN及TP出水浓度分别为29.29、1.0、16.71及0.67mg/L,去除率分别为85.56%、97.76%、68.84%及85.13%,组合工艺出水COD、NH3-N达到《城镇污水处理厂污染物排放》（GB18918-2002）一级A标准,TN、TP达到《城镇污水处理厂污染物排放》（GB18918-2002）一级B标准。组合工艺最佳运行参数为SBR反应器间歇式曝气,曝气3h,换水比1:1,人工湿地进水有机负荷为20-40(g·m-3·d-1)。（2）通过对SBR反应器内污染物去除规律及动力学分析得出反应器对COD、NH3-N具有较好的处理效果,曝气5h时去除率可以达到85%和99%以上,对TN、TP也有一定的去除作用,去除率可达45%和68%左右。DO含量,ORP以及p H值,可以较好的反应体系中污染物质的降解程度,微生物所处生长期,及环境碱度等问题,同时通过DO含量,ORP值也可实时调节曝气量,以降低反应能耗。在实验的COD范围内,SBR反应器是遵循1级反应动力学方程S=S0e0.00012Xt,通过拟合,相关性较好,相关系数达到0.963。（3）实验通过改变SBR反应器内曝气方式得出连续曝气有利于反应器COD、NH3-N的去除,但间歇曝气则提高了反应器内TN的去除效果,去除率可提高11.8%。（4）实验通过改变SBR反应器曝气时间得出当曝气时间为2h、3h,各类污染物均未达到排放标准,当曝气时间为4h,出水COD、NH3-N、TN、TP浓度分别为37.41、2.58、43.70和2.98mg/L,COD、NH3-N达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准,同时TN、TP也有较好的去除效果。（5）实验得出换水比的改变主要影响SBR反应器内COD、TN、TP的去除效果,对NH3-N影响不大,在1:1换水比下TN、TP去除率明显高于其他1.5:1和2:1换水比。（6）实验得出人工湿地进水有机负荷20(g·m-3·d-1)时,出水COD、NH3-N、TN、TP去除率可达10.73%、68.56%、18.29%和72.80%,其中出水COD、NH3-N、TN可达《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准,TP可达《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标准。
王洋[9]（2020）在《电-生物耦合技术处理分散式生活污水的试验研究》文中指出随着我国社会经济的不断发展,城市和县城污水处理率均已达到较高水平,所以增加城市和县城污水处理率已经不再是污水处理行业的主攻方向,而对于以广大农村为代表的典型区域远离城镇集中式污水管网,产生的分散式污水得不到有效收集和处理,外排污水会影响周边水体环境、危害人类健康生活,分散式污水处理成为当前亟待处理的问题。本研究针对甘肃省以农村地区为典型代表的分散式污水处理现状和要求,在目前分散式污水处理工艺发展基础上,将电-生物耦合技术引入分散式污水处理,有效提高污水的处理效果及处理效率,进一步缓解分散式污水造成的环境和健康威胁,改善地区生态环境。通过对国内外分散式污水处理技术的分析、总结,本试验将生物法和电化学法结合起来,以生物法为主,电化学法为辅,采用电-生物耦合技术对生活污水进行处理,将NH4+-N、COD、TN及TP的去除效果作为评价指标,探究电-生物耦合系统对污染物的去除效能。首先,本试验设置小试电-生物耦合反应器探究不同电压、水力停留时间及pH下对污染物的去除效果,筛选出影响电-生物耦合反应器的关键调控因子,试验同期设置对照组普通生物反应器。其次,设置了试验组静态装置（有电）和对照组静态装置（无电）,并对这两套装置污染物降解规律进行了动力学拟合及生物膜样品高通量测序,分析了污染物降解速率和微生物多样性之间的关联;最后,通过前序实验室试验,在现场进行中试扩大试验,对现有的研究成果进行中试试验验证。通过本文的研究,得到以下结论:本试验条件下,在有无外加电压、不同水力停留时间及不同进水pH作用下,NH4+-N、COD、TN和TP的去除效果均呈现显着性差异（P<0.05）,电-生物耦合反应器较普通生物反应器去除效果更好。（1）当水力停留时间为4h,进水pH为7.0左右,溶解氧为4.5mg/L左右时,施加不同外加电压后,NH4+-N、TN的去除效果变化明显,电压为2V时,NH4+-N、TN的去除效果最好,平均去除率分别为58.95%、39.29%;电压为6V时,NH4+-N、TN的去除效果急剧下降,甚至低于无外加电压下NH4+-N、TN去除效果。施加不同外加电压（2V、4V和6V）后,COD、TP的去除效果变化无明显差异,平均去除率分别在63%和19%以上,但均优于无外加电压下COD、TP去除效果。（2）当反应条件为施加电压2V,进水pH为7.0左右,溶解氧为4.5mg/L左右时,水力停留时间从2h延长至6h,除TP外,两反应器NH4+-N、COD、TN的去除效果均呈现上升趋势,电-生物耦合反应器6h平均去除率最高,分别为95.17%、73.09%、49.91%。（3）当反应条件为施加电压2V,水力停留时间为4h,溶解氧为4.5mg/L左右时,电-生物耦合反应器NH4+-N去除效果在进水pH为7时最好,平均去除率为71.52%。进水pH改变对COD去除效果并无过大的影响,pH在7-8时效果最优,平均去除率在69.67～72.3%之间。进水pH对反应器的反硝化效果有明显影响,pH为7-8时,TN去除率最好,平均去除率在45.96～50.57%之间。电-生物耦合反应器除磷效果在pH为7-8的中性偏碱性条件下较好,平均去除率在18.51～20.15%之间。（4）通过动力学分析表明,试验组和对照组装置降解废水的氨氮和COD趋势更符合一级反应动力学方程,试验组装置降解速率高于对照组。本试验条件下,随着电极间距从5cm,10cm增加到15cm,NH4+-N平均去除率从96.44%下降至83.43%,COD平均去除率从81.15%下降至74.60%,极板间距的改变对NH4+-N去除效果的影响大于COD。极板间距为5cm时的NH4+-N降解速率明显高于10cm、15cm。相较于NH4+-N降解速率,不同极板间距下的COD的降解速率差异小,10cm和15cm时的降解速率基本相差不大。同样,不同外加电压（1V、2V、3V和4V）的改变对NH4+-N去除效果的影响大于COD,电压为2V时的NH4+-N去除效果最好,平均去除率为91.73%。本试验条件下,电压在1-2V时的NH4+-N降解速率好,不同电压下的COD降解速率相差不大。（5）试验组装置（施加2.0V电压）阴级和阳极附近生物膜样品中属水平下优势菌群分别为19个属和13个属（相对丰度>1%）,门水平下优势菌群均隶属7个门（相对丰度>1%）;对照组装置（不施加电压）生物膜样品中属水平下优势菌群为9个属（相对丰度>1%）,门水平下优势菌群均隶属6个门（相对丰度>1%）。经过加电驯化后种群丰富度得到显着提高,因而出现试验组装置污染物降解速率优于对照组装置。（6）中试现场试验通过连续监测一定时间内反应装置的进、出水水质,分析中试反应条件下污染物的去除效果,验证了最优工况下反应装置对NH4+-N、COD和TN去除效果与前期试验具有一致性。另外,分析了溶解氧、温度及回流比对反应装置的去除效果的影响。试验发现溶解氧控制在5～6mg/L时,第Ⅰ、Ⅱ阶段NH4+-N、COD去除率均达到最大,但不利于装置反硝化;溶解氧控制在4～5mg/L时,第Ⅰ、Ⅱ阶段TN去除率均达到最大,分别为43.38%和49.34%。温度为25℃左右时,第Ⅰ阶段COD、NH4+-N和TN的去除率分别可以达到75.34%、93.42%和47.93%,随温度下降NH4+-N、TN去除效果较COD降低明显。COD、NH4+-N及TN在回流比为100～150%、100～150%、100%时去除效果最好,去除率最高分别可以达到82.09%、99.34%及66.64%。
师旭军[10]（2020）在《弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究》文中提出为解决干旱半干旱地区农村污水无出路问题,改善水环境污染的现状,本文探究了农村生活污水处理资源化工艺,以从聚酰胺与聚烯烃类中筛选出的抗老化、耐温及耐腐蚀的优质材料为弹性填料,研究装有弹性填料的ABR与未装弹性填料的ABR处理农村生活污水,通过两组ABR装置的间歇启动、不同工况下对污染物的去除效果、稳定运行下对各项农灌污染物的去除和对营养物的保留转化,及对DOM的变化、厌氧颗粒污泥性能的“同步”对比实验,研究弹性填料对ABR处理农村生活污水的影响,主要得到如下结论:通过逐级降低水力停留时间（HRT）为24 h、18 h、12 h的方式间歇启动两组ABR装置,装有弹性填料的ABR启动时间较未装填料的ABR减少了7 d,弹性填料有利于提高ABR对COD的去除率和缩短ABR的间歇启动时间;同时降低了ABR隔室的ORP,有利于形成厌氧微生物的生长环境;弹性填料能小幅度提高ABR隔室pH值和碱度,使厌氧环境保持适宜的pH范围,但对各隔室VFA浓度影响较小。在不同工况运行阶段,随着HRT在24 h、18 h、12 h的逐渐缩短,两组ABR装置对COD和SS的去除率出现小幅度的波动,但装有弹性填料的ABR在绝大多数时间内对COD和SS的去除率高于未装填料的ABR,对氮磷的去除率都较低且差异不大,弹性填料有利于提高ABR对COD和SS的去除率,增强ABR的抗水力冲击的能力。随着温度在35℃、25℃至16℃的降低过程中,两组ABR对COD、SS、总磷及总氮的平均去除率均出现下降,但弹性填料ABR对COD和SS去除率高于未装填料的ABR,弹性填料有利于ABR提高COD和SS的去除率及抗低温性能,对氮磷的去除率影响很小。有机负荷分别在0.25 kg/（m3·d）、0.33 kg/（m3·d）至0.42 kg/（m3·d）升高的过程中,两组ABR的对COD的平均去除率出现上升,对SS平均去除率降低,氮磷的去除率出现小幅度的上升,弹性填料有利于提高ABR对COD和SS去除率和抗有机负荷冲击能力。在稳定运行阶段,在HRT=24 h的条件下,两组ABR对COD的去除率分别是58.70%（有填料）、55.77%（无填料）;对SS的去除率分别是88.42%（有填料）、83.65%（无填料）;装有弹性填料的ABR前两隔室的氨氮的增加幅度相对后两隔室较大,两组ABR各隔室的总氮、硝态氮、亚硝态氮及总磷的变化很小,对氮磷保留效果较好,弹性填料有助于提高ABR对COD和SS的去除率,出水满足均达到《农田灌溉水质标准》（GB5084-2005）。在稳定运行阶段,两组ABR对LAS的去除率分别是40.96%（有填料）、39.16%（无填料）;两组ABR对全盐量的去除率分别是10.97%（有填料）、6.38%（无填料）;进水中各项重金属浓度较低,ABR出水中绝大多数农灌重金属指标（总砷、铅、铬及隔）低于《农田灌溉水质标准》GB 5084-2005,弹性填料能提高ABR对LAS、全盐量及重金属的去除率,但对粪大肠菌群数的去除影响较小。对ABR离子色谱和三维荧光光谱的分析表明,弹性填料能够提高ABR第一隔室内甲酸、乙酸、丙酸的浓度,对去除腐殖酸类和溶解性微生物代谢产物等物质有促进作用,但对于ABR各隔室内的DOM的组成影响很小。对ABR颗粒污泥的研究结果表明,弹性填料对ABR隔室厌氧颗粒污泥的粒径的改变不明显,通过扫描电镜可观察到两组ABR第一隔室颗粒污泥表面有大量丝状菌,在后续隔室中均有所减少,而胞外聚合物有所增加,在能谱仪元素分析中,两组ABR内颗粒污泥表面可测得Al、Na、P、Ca、As、Fe、Pb、Hg及C、N、O元素,其中C、N、O三种元素占比较大,相比未装弹性填料的ABR,装有弹性填料的ABR内颗粒污泥表面重金属元素占比较低。对填料生物膜的FTIR光谱分析中,推测出填料上附着的污泥内含有脂类、糖类及芳香类等有机物,弹性填料可增加ABR内的生物量。
二、ABR反应器基质降解动力学有关参数的试验研究（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、ABR反应器基质降解动力学有关参数的试验研究（论文提纲范文）
（2）低强度超声波强化厌氧折流板反应器处理低浓度污水特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 ABR在低浓度污水处理中的研究现状 |
| 1.2.1 ABR的工作原理及特点 |
| 1.2.2 ABR处理低浓度污水的启动研究 |
| 1.2.3 ABR处理低浓度污水的影响因素研究 |
| 1.2.4 ABR处理低浓度污水的污泥特性研究 |
| 1.2.5 ABR处理低浓度污水的效能研究 |
| 1.3 低强度超声波在水处理中的研究现状 |
| 1.3.1 低强度超声波原理简介 |
| 1.3.2 低强度超声波强化污水生物处理 |
| 1.3.3 低强度超声波改变污泥微生物量及群落结构 |
| 1.3.4 低强度超声波强化污泥消化 |
| 1.4 课题来源、研究目的及研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 接种污泥 |
| 2.1.2 进水水质 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 实验反应器 |
| 2.2.2 超声辐照装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 低强度超声波强化ABR处理低浓度污水的运行特性研究 |
| 2.3.2 低强度超声波强化ABR处理低浓度污水的污泥特性研究 |
| 2.3.3 低强度超声波对ABR内微生物群落结构的影响研究 |
| 2.4 分析项目及检测方法 |
| 2.4.1 常规指标分析方法 |
| 2.4.2 非常规分析方法 |
| 第三章 低强度超声波强化ABR处理低浓度污水的运行特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ABR反应器的启动与运行 |
| 3.3 低强度超声波对ABR去除COD的影响 |
| 3.4 低强度超声波对ABR脱氮除磷的影响 |
| 3.4.1 低强度超声波对ABR脱氮的影响 |
| 3.4.2 低强度超声波对ABR除磷的影响 |
| 3.5 低强度超声波对ABR各隔室VFA及pH的影响 |
| 3.5.1 低强度超声波对ABR各隔室VFA浓度及组分的影响 |
| 3.5.2 低强度超声波对ABR各隔室pH的影响 |
| 3.6 低强度超声波对ABR各隔室ORP的影响 |
| 3.7 DOM沿程变化 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 低强度超声波强化ABR处理低浓度污水的污泥特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 超声辐照对污泥量的影响 |
| 4.3 超声辐照对污泥EPS的影响 |
| 4.4 超声辐照对污泥关键酶活性的影响 |
| 4.4.1 超声辐照对脱氢酶的影响 |
| 4.4.2 超声辐照对辅酶F_(420)的影响 |
| 4.5 超声辐照对污泥粒径的影响 |
| 4.6 超声辐照对污泥表面官能团的影响 |
| 4.7 超声辐照对污泥微观形貌的影响 |
| 4.8 低强度超声波强化下ABR各隔室厌氧污泥产甲烷动力学 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 低强度超声波对ABR内微生物群落结构的影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 细菌群落结构的变化 |
| 5.2.1 细菌多样性分析 |
| 5.2.2 细菌群落结构分析 |
| 5.3 古菌群落结构的变化 |
| 5.3.1 古菌多样性分析 |
| 5.3.2 古菌群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含氮杂环化合物(NHCs)概述 |
| 1.2.1 含氮杂环化合物简介 |
| 1.2.2 三种典型NHCs化合物结构特点与性质 |
| 1.3 处理典型NHCs方法的研究现状 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 化学氧化法 |
| 1.3.3 物理法 |
| 1.4 厌氧同时反硝化产甲烷研究进展 |
| 1.4.1 厌氧同时反硝化产甲烷的原理 |
| 1.4.2 厌氧同时反硝化产甲烷技术应用及影响因素 |
| 1.5 生物电化学技术研究现状及进展 |
| 1.5.1 生物电化学原理及降解有机物的研究 |
| 1.5.2 生物电化学脱氮研究及前景 |
| 1.6 问题的提出 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 仪器设备 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 实验配水 |
| 2.3.2 厌氧同时反硝化产甲烷(SDM)实验设计 |
| 2.3.3 微生物电解池耦合厌氧消化(MEC-AD)实验设计 |
| 2.3.4 共基质实验设计 |
| 2.4 实验分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目与检测方法 |
| 2.4.2 生物气体的测量 |
| 2.4.3 挥发酸的测量 |
| 2.4.4 污泥生物酶活性测试 |
| 2.4.5 中间产物测定 |
| 2.4.6 污泥形态分析 |
| 2.4.7 功能微生物群落结构分析 |
| 2.5 动力学分析 |
| 2.5.1 NHCs降解动力学分析 |
| 2.5.2 产甲烷动力学分析 |
| 第3章 厌氧同时反硝化产甲烷对典型NHCs降解性能研究 |
| 3.1 硝态氮对NHCs降解及产甲烷的作用机制 |
| 3.1.1 硝态氮对典型NHCs降解的促进机制 |
| 3.1.2 硝态氮对NHCs厌氧产甲烷的抑制机制 |
| 3.2 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解性能 |
| 3.2.1 NHCs降解过程中的氨氮形成分析 |
| 3.2.2 常规生物酶活性分析 |
| 3.3 同时反硝化产甲烷对不同浓度NHCs的降解效果 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.4.1 NHCs降解动力学 |
| 3.4.2 NHCs降解过程中厌氧产甲烷动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 NHCs在厌氧同时反硝化产甲烷体系中的降解机理 |
| 4.1 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解途径分析 |
| 4.1.1 NHCs厌氧降解途径 |
| 4.1.2 NHCs降解过程中间产物的转化规律 |
| 4.2 NHCs降解过程中碳氮平衡分析 |
| 4.3 厌氧同时反硝化产甲烷体系内功能菌群落结构解析 |
| 4.3.1 以喹啉为碳源 |
| 4.3.2 以吲哚为碳源 |
| 4.3.3 以吡啶为碳源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解及碳氮同步去除 |
| 5.1 微生物电解池耦合厌氧消化对NHCs降解效能的影响 |
| 5.1.1 外加电压对NHCs降解的影响 |
| 5.1.2 不同浓度NHCs的降解效果 |
| 5.2 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解性能研究 |
| 5.2.1 以喹啉为碳源 |
| 5.2.2 以吲哚为碳源 |
| 5.2.3 以吡啶为碳源 |
| 5.3 生物电化学体系对氨氮同步脱除的研究 |
| 5.4 NHCs在生物电化学体系内厌氧降解机理研究 |
| 5.5 微生物电解池耦合厌氧消化体系内微生物群落结构解析 |
| 5.5.1 污泥形态分析 |
| 5.5.2 功能菌群分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 NHCs共基质条件下的降解性能研究 |
| 6.1 NHCs共基质条件下的降解机制 |
| 6.1.1 喹啉与吲哚共基质降解特性分析 |
| 6.1.2 吲哚与吡啶共基质降解特性分析 |
| 6.2 NHCs共基质条件下降解机理分析 |
| 6.2.1 NHCs降解动力学 |
| 6.2.2 NHCs共基质条件下降解产物 |
| 6.3 微生物群落解析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号清单 |
| 1 引言 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 研究内容 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 草甘膦废水处理研究现状 |
| 2.1.1 草甘膦简介 |
| 2.1.2 草甘膦生产工艺 |
| 2.1.3 草甘膦废水特点及处理方法 |
| 2.1.4 物理化学法 |
| 2.1.5 生物化学法 |
| 2.1.6 综合处理 |
| 2.2 生物膜法 |
| 2.2.1 生物膜法处理原理 |
| 2.2.2 生化反应动力学 |
| 2.2.3 生物脱氮 |
| 2.3 微生物法过程强化技术 |
| 2.3.1 高效微生物菌种 |
| 2.3.2 固定化微生物及其载体 |
| 2.3.3 强化传质的振荡流反应器 |
| 3 实验部分 |
| 3.1 实验实施 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 草甘膦废水及生物膜填料 |
| 3.2.1 草甘膦废水 |
| 3.2.2 生物膜填料 |
| 3.3 实验装置及操作步骤 |
| 3.3.1 生物膜振荡流反应器 |
| 3.3.2 实验操作步骤 |
| 3.4 分析方法 |
| 3.4.1 化学需氧量COD |
| 3.4.2 氮的测定 |
| 4 厌氧填充式振荡流反应器有机物降解结果与分析 |
| 4.1 水力停留时间影响实验 |
| 4.2 振荡条件的影响 |
| 4.3 温度对厌氧反应的影响 |
| 4.4 厌氧底物降解动力学 |
| 4.4.1 动力学参数确定 |
| 4.4.2 动力学方程的校验 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 好氧同步硝化反硝化结果与分析 |
| 5.1 水力停留时间影响 |
| 5.2 振荡条件的影响 |
| 5.3 溶解氧浓度影响 |
| 5.4 pH影响 |
| 5.5 好氧基质降解动力学 |
| 5.6 厌氧-好氧连续化运行 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及科研成果 |
（5）植物酸化油废水厌氧生化法处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 植物酸化油废水简介 |
| 1.1.1 植物酸化油废水的来源及污染特性 |
| 1.1.2 植物酸化油废水的危害 |
| 1.2 植物酸化油废水处理研究进展 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生化法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.3.1 含长链脂肪酸废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.3.2 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.4 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.4.1 含硫酸盐有机废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.4.2 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.5 课题研究的意义及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究的意义 |
| 1.5.2 课题研究的内容 |
| 1.5.3 课题研究的技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验原水与接种污泥 |
| 2.2.1 试验原水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验使用仪器与试剂 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 污泥分析方法 |
| 2.5 动力学模型的研究方法 |
| 2.5.1 动力学模型的建立 |
| 2.5.2 动力学模型的分析 |
| 第三章 植物酸化油废水厌氧反应器启动研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 试验用水水质 |
| 3.2.2 试验过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 低负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.2 高负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.3 两种厌氧反应器启动方式对比研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 植物酸化油废水厌氧生化处理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 中和絮凝预处理 |
| 4.2.2 厌氧生物处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 物化预处理的研究 |
| 4.3.2 pH、硫化物及VFAs的研究 |
| 4.3.3 COD变化及COD去除率的研究 |
| 4.3.4 初始pH-废水停留时间-COD去除率的数学模型的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物酸化油废水厌氧基质降解动力学研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 抑制动力学模型 |
| 5.2.2 动力学试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 动力学试验结果的研究 |
| 5.3.2 基质快速降解期的动力学模型的研究 |
| 5.3.3 抑制期的动力学模型的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）填料床厌氧生物反应器处理含高硫酸盐矿井废水研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 矿井废水概况 |
| 1.2 硫酸盐还原菌处理矿井废水概况 |
| 1.3 矿井废水的高盐特征对生物处理的影响概况 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 2 试验材料与分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 3 填料床厌氧反应器启动研究 |
| 3.1 启动方法及启动过程中运行性能分析 |
| 3.2 启动过程中污泥性状变化 |
| 3.3 启动过程中微生物群落结构变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 硫酸盐还原效果影响因子研究 |
| 4.1 水力停留时间对硫酸盐还原的影响 |
| 4.2 COD/SO42-比对硫酸盐还原的影响 |
| 4.3 硫酸盐负荷对硫酸盐还原的影响 |
| 4.4 硫平衡分析 |
| 4.5 各阶段电子流动的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 盐度对硫酸盐还原系统的影响 |
| 5.1 盐度对系统运行特性的影响 |
| 5.2 盐度对系统污泥特性的影响 |
| 5.3 盐度对系统微生物群落结构的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 硫酸盐还原反应动力学研究 |
| 6.1 模型的假设 |
| 6.2 不同盐度的基质降解动力学模型 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）四氧化三铁强化垃圾渗滤液厌氧处理的效能及机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液概述 |
| 1.1.1 垃圾渗滤液的来源 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液的特征及危害 |
| 1.2 垃圾渗滤液处理技术 |
| 1.2.1 土地处理法 |
| 1.2.2 回灌法 |
| 1.2.3 物理化学法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.3 厌氧生物处理反应器的概述 |
| 1.3.1 厌氧反应器类型 |
| 1.3.2 厌氧折板反应器(ABR)应用概述 |
| 1.4 四氧化三铁强化厌氧消化的技术概述 |
| 1.5 课题研究目的以及研究内容 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 第二章 厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 接种污泥与进水 |
| 2.2.3 实验装置及实验设计 |
| 2.2.4 污泥比产甲烷活性(SMA)的测定 |
| 2.2.5 其它指标检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的COD去除情况 |
| 2.3.2 厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的产甲烷情况 |
| 2.3.3 厌氧折板反应器不同隔室的COD浓度变化 |
| 2.3.4 厌氧折板反应器不同隔室的产甲烷量变化 |
| 2.3.5 厌氧折板反应器不同隔室的VFAs变化 |
| 2.3.6 厌氧折板反应器中COD去除与产甲烷的关系 |
| 2.3.7 厌氧折板反应器内污泥粒径PSD的变化 |
| 2.3.8 厌氧折板反应器内污泥EPS、SMP的变化 |
| 2.3.9 厌氧折板反应器内污泥活性的变化 |
| 2.3.10 厌氧折板反应器盐度冲击试验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 四氧化三铁对厌氧折板反应器处理垃圾渗滤液的效能影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 接种污泥与进水 |
| 3.2.3 主要仪器和设备 |
| 3.2.4 实验设计 |
| 3.2.5 辅酶F420及电子传递体系(ETS)的测定方法 |
| 3.2.6 其它指标检测方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 四氧化三铁对厌氧折板反应器的COD去除的影响 |
| 3.3.2 四氧化三铁对厌氧折板反应器产甲烷的影响 |
| 3.3.3 四氧化三铁对污泥SMA活性的影响 |
| 3.3.4 四氧化三铁对污泥辅酶F_(420)和电子传递(ETS)的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 四氧化三铁强化垃圾渗滤液厌氧处理的机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 接种污泥与进水 |
| 4.2.3 实验设计 |
| 4.2.4 指标检测方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 四氧化三铁的添加对垃圾渗滤液水解酸化阶段COD的影响 |
| 4.3.2 水解酸化阶段出水VFAs及 p H变化 |
| 4.3.3 水解酸化阶段磷酸盐和铁含量的变化 |
| 4.3.4 水解酸化阶段污泥电子传递体系(ETS)的变化 |
| 4.3.5 四氧化三铁促进垃圾渗滤液产甲烷的机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（8）SBR+人工湿地系统处理分散式农村生活污水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 分散式农村污水处理现状 |
| 1.2.1 污水来源 |
| 1.2.2 排放特征 |
| 1.2.3 处理难点 |
| 1.3 国内外分散式农村污水处理的主要技术 |
| 1.3.1 SBR技术 |
| 1.3.2 人工湿地技术 |
| 1.3.3 土壤渗滤技术 |
| 1.3.4 ABR技术 |
| 1.3.5 生物接触氧化技术 |
| 1.3.6 氧化塘技术 |
| 1.4 本课题主要研究内容 |
| 1.4.1 本课题的提出 |
| 1.4.2 课题研究的目的内容与意义 |
| 1.4.3 采用组合工艺的特点与优势 |
| 1.4.4 技术路线图 |
| 2 反应器设计与启动 |
| 2.1 SBR系统 |
| 2.2 人工湿地系统 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 实验水质 |
| 2.3.2 实验流程 |
| 2.3.3 实验仪器及分析方法 |
| 2.4 SBR反应器启动实验 |
| 2.5 垂直流人工湿地启动实验 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 SBR有机物降解动力学实验 |
| 3.1 SBR反应器污染物去除规律 |
| 3.1.1 实验水质 |
| 3.1.2 CODcr降解规律 |
| 3.1.3 NH3-N降解规律 |
| 3.1.4 TN降解规律 |
| 3.1.5 TP降解规律 |
| 3.1.6 DO、ORP和 p H关系分析 |
| 3.2 反应器有机物动力学分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 工艺参数对组合工艺污染物去除效果的影响分析 |
| 4.1 曝气方式对SBR反应器污染物去除效果的影响分析 |
| 4.1.1 不同曝气方式对CODcr的去除效果分析 |
| 4.1.2 不同曝气方式对NH3-N的去除效果影响 |
| 4.1.3 不同曝气方式对TN的去除效果影响 |
| 4.2 曝气时间对SBR反应器污染物去除效果的影响分析 |
| 4.2.1 不同曝气时长对CODcr的去除效果分析 |
| 4.2.2 不同曝气时间对NH3-N的去除效果分析 |
| 4.2.3 不同曝气时长对TN的去除效果分析 |
| 4.2.4 不同曝气时长对TP的去除效果分析 |
| 4.3 换水比对SBR反应器污染物去除效果的影响分析 |
| 4.3.1 不同换水比条件下CODcr的去除效果分析 |
| 4.3.2 不同换水比条件下NH3-N的去除效果分析 |
| 4.3.3 不同换水比条件下TN的去除效果分析 |
| 4.3.4 不同换水比条件下TP的去除效果分析 |
| 4.4 进水COD负荷对人工湿地污染物去除效果的影响分析 |
| 4.4.1 不同有机负荷下人工湿地CODcr去除效果 |
| 4.4.2 不同有机负荷下人工湿地NH3-N去除效果 |
| 4.4.3 不同有机负荷下人工湿地TN去除效果 |
| 4.4.4 不同有机负荷下人工湿地TP去除效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 组合工艺运行效果 |
| 5.1 组合工艺CODcr的去除效果 |
| 5.2 组合工艺NH3-N的去除效果 |
| 5.3 组合工艺TN的去除效果 |
| 5.4 组合工艺TP的去除效果 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）电-生物耦合技术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 研究背景 |
| 1.2 分散式生活污水的处理现状 |
| 1.2.1 分散式生活污水处理的理念 |
| 1.2.2 分散式生活污水的水量水质特征 |
| 1.2.3 国外分散式生活污水处理现状 |
| 1.2.4 国内分散式生活污水处理现状 |
| 1.3 电-生物耦合技术的研究进展 |
| 1.3.1 电-生物耦合技术的工作机理 |
| 1.3.2 电-生物耦合技术的影响因素 |
| 1.3.3 电-生物耦合技术的研究进展 |
| 1.4 课题来源、研究目的意义及内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 试验装置和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 实验室小试装置 |
| 2.1.2 实验室静态装置 |
| 2.1.3 中试现场装置 |
| 2.2 污水水质和接种污泥 |
| 2.2.1 污水水质 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 运行策略 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 试验检测方法和仪器设备 |
| 2.3.2 数据整理及分析 |
| 2.4 研究方案 |
| 2.4.1 实验室小试装置 |
| 2.4.2 实验室静态装置 |
| 2.4.3 中试现场装置 |
| 3 实验室小试装置污染物降解试验研究 |
| 3.1 反应器启动过程污染物去除效能分析 |
| 3.1.1 NH_4~+-N的变化情况 |
| 3.1.2 COD的变化情况 |
| 3.1.3 两反应器挂膜分析 |
| 3.1.4 填料挂膜情况 |
| 3.2 反应器运行参数试验研究及对比 |
| 3.2.1 电压的影响 |
| 3.2.2 水力停留时间的影响 |
| 3.2.3 进水pH的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 实验室静态装置反应动力学研究及微生物多样性分析 |
| 4.1 反应动力学分析 |
| 4.1.1 反应动力学理论 |
| 4.1.2 试验结果和动力学分析 |
| 4.2 微生物多样性分析 |
| 4.2.1 属水平下微生物群落 |
| 4.2.2 门水平下微生物群落 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 中试现场装置试验运行效果分析 |
| 5.1 中试反应装置启动阶段影响因素分析 |
| 5.1.1 装置启动完成效果分析 |
| 5.1.2 DO对装置去除效能的影响 |
| 5.2 装置运行效果分析 |
| 5.2.1 COD去除效果分析 |
| 5.2.2 NH_4~+-N去除效果分析 |
| 5.2.3 TN去除效果分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农村污水治理与资源化 |
| 1.2.1 农村污水处理技术研究现状 |
| 1.2.2 污水资源化研究现状 |
| 1.3 西北处理技术研究 |
| 1.3.1 西北农村生活污水排放特征 |
| 1.3.2 西北农村集中式污水处理技术选择 |
| 1.4 ABR污水处理技术研究 |
| 1.4.1 ABR应用研究现状 |
| 1.4.2 HRT对 ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.4.3 温度对ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.4.4 负荷对ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.5 填料和颗粒污泥的研究 |
| 1.5.1 生物附着生长处理系统 |
| 1.5.2 厌氧颗粒污泥系统 |
| 1.6 课题的来源与研究意义 |
| 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 实验技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 甘肃省农村生活污水水质调研 |
| 2.2.2 接种污泥及实验水质 |
| 2.2.3 实验填料 |
| 2.2.4 实验分析项目及检测方法 |
| 3 弹性填料对ABR间歇启动的影响研究 |
| 3.1 启动条件 |
| 3.2 弹性填料对ABR间歇启动的影响 |
| 3.2.1 启动阶段COD去除的变化 |
| 3.2.2 启动期pH值的变化 |
| 3.2.3 启动期VFA及碱度的变化 |
| 3.2.4 启动期ORP的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 弹性填料对ABR不同工况运行影响研究 |
| 4.1 不同HRT下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.1.1 实验条件 |
| 4.1.2 COD在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.3 SS在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.4 TN在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.5 TP在不同HRT下的变化分析 |
| 4.2 不同温度下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.2.1 实验条件 |
| 4.2.2 COD在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.3 SS在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.4 TN在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.5 TP在不同温度下的变化分析 |
| 4.3 不同有机负荷下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.3.1 实验条件 |
| 4.3.2 COD在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.3 SS在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.4 TN在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.5 TP在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 弹性填料对ABR农灌污染物去除的影响研究 |
| 5.1 实验条件 |
| 5.2 弹性填料对ABR去除常规污染物的影响研究 |
| 5.2.1 弹性填料对ABR去除COD的影响研究 |
| 5.2.2 弹性填料对ABR去除SS影响研究 |
| 5.2.3 弹性填料对ABR去除BOD5 的影响研究 |
| 5.3 弹性填料对ABR农灌污染物去除影响研究 |
| 5.3.1 弹性填料对ABR去除LAS的影响 |
| 5.3.2 弹性填料对ABR去除重金属的影响 |
| 5.3.3 弹性填料对ABR去除全盐量、氯化物和粪大肠菌群的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 弹性填料对ABR营养物保留和转化的影响研究 |
| 6.1 实验条件 |
| 6.2 弹性填料对ABR保氮保磷的影响 |
| 6.2.1 农作物生长对氮和磷的利用 |
| 6.2.2 弹性填料对ABR保留TN的影响 |
| 6.2.3 弹性填料对ABR保留TP的影响 |
| 6.3 弹性填料对ABR氮素转化的影响 |
| 6.3.1 不同氮素形态对农作物生长的影响 |
| 6.3.2 弹性填料对ABR氨氮浓度的影响 |
| 6.3.3 弹性填料对ABR硝氮和亚硝氮浓度的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 弹性填料对ABR中 DOM的变化和厌氧颗粒污泥的影响 |
| 7.1 弹性填料对ABR隔室离子色谱和三维荧光图谱影响 |
| 7.1.1 两组ABR各隔室离子色谱解析 |
| 7.1.2 弹性填料对ABR隔室DOM荧光组成的影响 |
| 7.1.3 弹性填料对ABR隔室DOM三维荧光特征分析 |
| 7.2 弹性填料对ABR的污泥形态的影响 |
| 7.3 弹性填料对ABR的污泥粒径的影响 |
| 7.4 污泥FTIR光谱影响分析 |
| 7.4.1 傅里叶红外光谱 |
| 7.4.2 弹性填料对ABR污泥FTIR光谱影响分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、ABR反应器基质降解动力学有关参数的试验研究（论文参考文献）
- [1]搅拌混合传质提高厌氧氨氧化处理效果的试验研究[D]. 刘冰洁. 中国矿业大学, 2021
- [2]低强度超声波强化厌氧折流板反应器处理低浓度污水特性研究[D]. 李鑫. 江西理工大学, 2021
- [3]反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究[D]. 高艳娟. 太原理工大学, 2020(01)
- [4]填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理[D]. 陆青云. 浙江大学, 2020(05)
- [5]植物酸化油废水厌氧生化法处理研究[D]. 龙琦. 华南理工大学, 2020(02)
- [6]填料床厌氧生物反应器处理含高硫酸盐矿井废水研究[D]. 梁海. 中国矿业大学, 2020(01)
- [7]四氧化三铁强化垃圾渗滤液厌氧处理的效能及机制研究[D]. 王菁. 合肥工业大学, 2020(02)
- [8]SBR+人工湿地系统处理分散式农村生活污水[D]. 马凯. 兰州交通大学, 2020(01)
- [9]电-生物耦合技术处理分散式生活污水的试验研究[D]. 王洋. 兰州交通大学, 2020(01)
- [10]弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究[D]. 师旭军. 兰州交通大学, 2020(01)