一、水力旋转填料生物接触氧化处理城市污水的研究（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》文中进行了进一步梳理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。
陈相宇[2]（2021）在《两种类型生物接触氧化系统脱氮效能研究》文中研究指明
何永鹏[3]（2021）在《氧化沟推流器位置分布及曝气方式优化的数值模拟研究》文中提出氧化沟在当前污水处理中扮演着重要的角色,但目前氧化沟存在着水流流速低,底部污泥沉积严重等问题。氧化沟内混合液的流场结构、流速场分布和气体体积分数等都是影响污水处理效果的重要原因。本文选择的推流器为0厚度压差推流器。此外,氧化沟内液体充氧曝气能力也是氧化沟内的水力特性和悬浮物沉降的重要因素,它直接影响着氧化沟的运行效率。针对上述这些现象,在氧化沟以往的研究基础上,基于N-S方程和RNG k-ε模型作为湍流模型,采用VOF多相流模型追踪自由水面。本文利用数值模拟的方法模拟了秦皇岛市某污水处理厂的氧化沟模型,根据其模型结构提出了五种推流器的布置形式和两种不同的曝气方式。依据模拟结果比较了氧化沟断面流场和流速分布,以及氧化沟整体的水力特性最终得出以下结论:（1）模型验证的模拟结果和实验测得的结果较为吻合,从而证明了所选数学模型的可靠性。氧化沟弯道的影响使得挡板右侧出现一定范围的回流区域,距离水下推流器较近的水流紊动较强,中间隔墙附近流速较低,岸壁边缘流速较大,左侧沟道的含气率大于右侧沟道,左侧沟道流速分布更加均匀。（2）氧化沟水流的低速区主要集中在弯道出口靠近中央档板附近,同时底部流速较小也是共同的特点。根据流场和流速的比较确定了五种工况中推流器位置d/L=0.64的布置形式最优,在相同的压差条件下,工况四（d/L=0.64）的氧化沟更有利于污水处理,研究结果对优化氧化沟结构和成本控制有一定参考意义。针对弯道出口处的回流问题,可以通过改变弯道导流板的角度来改善,使水流均匀的流向靠近中央档板处。（3）比较氧化沟底板上的微孔曝气和水面曝气可以发现,曝气方式对氧化沟的流场结构影响不大,在弯道附近和受推流器推动力以及池壁的摩擦力容易出现漩涡现象。微孔曝气的方式能延长氧化沟底部水汽混掺的时间,提高了整体液体的流速和含气率,使流速分布更加均匀,气液两相的混合效果越好,更有利于气液两相的传质。（4）微孔曝气降低了深沟氧化沟底部的死区率,改善底部水流的不利条件,降低污水中的悬浮物沉降的机率,有效提升氧化沟污水处理的效率。
司韦[4]（2021）在《给水污泥基陶粒生物滤池脱氮除磷效能及菌群结构研究》文中研究指明为改善城市水环境质量,国务院发布的《水污染防治行动计划》明确指出提高污水处理厂排放标准。特别是部分敏感地区,规定污水处理厂出水总氮（TN）和总磷（TP）浓度低于10 mg/L和0.3 mg/L,这对污水处理厂提标改造提出了更高的要求。同时,给水处理厂面临给水污泥产量大、处置难的问题。将给水污泥作为原料,制备污水深度处理陶粒,旨在挖掘给水污泥残余重金属的絮凝除磷作用和生物反硝化功能,同步实现深度脱氮除磷,可突破部分污水处理厂受限于改造面积的技术瓶颈。所以,本研究利用给水污泥进行陶粒制备,研究给水污泥基陶粒去除PO43--P与NO3--N的效果。将给水污泥基陶粒作为主要填料应用于反硝化生物滤池中,研究反硝化生物滤池脱氮除磷效能与滤池内微生物群落分布。并得到以下结论:（1）为了研究给水污泥基陶粒对PO43--P与NO3--N的去除效果,确定制备工艺为高岭土投加量为15%、烧结温度为1150℃及烧结时间为10 min。优化了给水污泥基陶粒投加量。研究了吸附温度对给水污泥基陶粒吸附量的影响,结果表明陶粒对PO43--P的吸附量随吸附温度的升高而提升,对NO3--N的吸附量随吸附温度的提高而降低。对给水污泥基陶粒吸附性能进行了吸附动力学与等温吸附模型拟合,拟合结果表明陶粒对PO43--P与NO3--N吸附更符合准二级动力学与Langmuir等温模型。（2）为了研究给水污泥基陶粒反硝化生物滤池的脱氮除磷效能,优化了反硝化生物滤池运行参数。结果表明水力停留时间（HRT）为0.5 h时,总氮（TN）去除率为93.8%,化学需氧量（COD）去除率为59.0%,总磷（TP）去除率为3.4%;进水碳氮比（C/N）为2:1时,TN去除率为79.9%,COD去除率为67.0%;反冲方式为气洗、水洗联用,反冲洗参数为:气冲强度约为7～9 L/（m2·s）,水冲强度为3.23 L/（m2·s）,先后进行10 min气洗与5 min水洗。（3）为了研究铁盐对反硝化生物滤池强化除磷效果,进行了铁盐强化除磷实验。确定了投加Fe3+浓度为0.56 mg/L,出水TP浓度约为0.30 mg/L,并且不影响反硝化生物滤池的脱氮、降解COD效能。为了研究反硝化生物滤池中微生物种类及群落变化状况,利用了16S r DNA高通量测序技术,结果表明反硝化生物滤池内微生物丰度与多样性稳定。在门水平中,变形门（Proteobacteria）是优势菌群;在属水平中,短波单胞菌属（Brevundimonas）是优势菌群,其中脱硫弧菌属（Desulfovibrio）、红细菌属（Rhodobacteraceae）等是反硝化生物滤池脱氮的菌群;生丝微菌属（Hyphomicrobium）、嗜甲基菌科（Methylophilaceae）等是反硝化生物滤池COD降解的菌群。微球菌科（Micrococcaceae）与Bosea属是能够产生铁载体的微生物,利用反硝化生物滤池中投加的Fe3+以满足微生物生长需求。
游庆国[5]（2021）在《生物转笼处理典型食品工业废水特性研究及其优化运行管理》文中研究表明食品工业废水具有高有机物、高悬浮物、高可生化性和水质水量波动大等特征,属于高污染、易降解工业废水,常见的处理工艺主要为活性污泥法和生物膜法,在实际应用中均有工程实例。由运行管理模式导致能耗物耗增加,是食品工业废水处理过程中亟待解决的问题。其中生物膜法抗冲击负荷能力强且适宜长世代周期微生物生长,更适合食品加工废水处理。以生物转盘（RBC）为代表的旋转式生物膜反应器,因其特有的充氧与混合方式,更加节能高效;在此基础上改进结构,填充生物填料而制成的生物转笼,具有更大的生物膜附着生长面积、更高的生物量和处理效能。论文通过分析食品工业废水水质特征,设计开发一套一体化生物转笼污水处理装置;基于新开发的反应器,探究了反应器填料最适填充比、填料上生物膜性能、C:N负荷及不同转速下食品工业废水处理特性及生物群落特征;通过反应器不同转速下能耗分析,得到比能耗,辅助指导反应器运行;基于反应器氧传质特征,构建基于DO衡算的氧传质模型并验证,进而利用模型解释反应器效果和特性,给出优化运行方案。论文主要研究内容与结果为:（1）基于食品工业废水构建食品工业废水水质典型特征,根据食品工业废水水质和处理需求,设计开发了一套一体化污水处理装置,集成生物转笼反应器、调节池、二沉池、污泥干化池、加药箱、监测系统和控制系统于一体。该装置设计反应器有效体积为3 m3、处理能力12 m3·d-1和转速1～7 r·min-1,可对污水水质进行在线监测和运行调控。（2）反应器内转笼设置40个填料格,每个格子可填充0.11 m3填料。引入种子污泥并投加营养物质启动反应器挂膜,挂膜成熟探究了0.4～0.5、0.5～0.6、0.6～0.7、0.7～0.8、0.8～0.9和>0.9六个填充比梯度下生物膜状态和生物膜污水处理性能。研究结果表明,填料上生物膜量随填充比增加而变大,为65.02～147.23 mg/颗,但生物膜越厚密度越小,为68.10～59.79 mg·m-3;生物膜具有很好的COD去除和反硝化能力,且生物膜越厚反硝化能力越好。综合对比反应器填料填充比生物膜量、生物膜结构和生物膜性能,得到反应器最适填充比为0.7～0.9。（3）确定填料最佳填充比后,探究生物转笼反应器在不同C:N（C:N为20、25、30和35）的食品工业废水中污染物去除能力和微生物群落的演化。研究结果表明,C:N≤30时COD和NH4+-N平均去除率分别为99.18%和86.27%,当C:N≥35时,COD和NH4+-N出水浓度开始上升,但COD平均去除率仍然大于90%;反应器内NO3--N和NO2--N的去除能力与温度成正相关,即温度越高NO3--N和NO2--N的出水浓度越低,分别低于4 mg·L-1和0.05 mg·L-1。微生物群落结构分析表明,C:N≤30时,微生物多样性随C:N升高而增加,C:N≥35时,反应器内COD负荷较大,功能型微生物群落多样性下降导致出水浓度偏高。因而反应器适合处理C:N≤30食品工业废水。（4）在低C:N食品工业废水下探究不同转速下反应器对污染物去除特性,对反应器运行参数调优,达到节能降耗的目的。实验研究结果表明,在实验转速下(1.0～3.0 r·min-1下,梯度为0.5 r·min-1),反应器运行转速与COD去除速率成正相关,其平均去除速率为318.76～499.84 mg·L-1·h-1,理论上该反应器COD去除能力为21.92（±1.0）～36.85（±1.7）kg COD·d-1;反应器对NH4+-N平均去除速率为4.56～8.4 mg·L-1·h-1(转速2.0 r·min-1和2.5 r·min-1的NH4+-N平均去除速率最大,分别为8.4 mg·L-1·h-1和8.35 mg·L-1·h-1),理论上NH4+-N去除能力为0.3428～0.6114kg·d-1;反应器内COD越充足,出水NO3--N和NO2--N浓度越低。反应器能耗分析表明,转速越大能耗越高,去除单位质量COD（kg）能耗也越高(变化范围为0.11～0.17 k Wh·kg COD-1),与传统工艺相比转速为1.0～3.0 r·min-1,节能2.55%～90.69%。综合分析不同转速下COD、NH4+-N、NO3--N和NO2--N去除速率及能耗,确定反应器最佳运行速率为2.0～2.5 r·min-1。（5）根据不同转速下反应器DO变化规律,构建物理氧传质模型,并耦合“传质-反应”过程实现反应器水质预测和运行优化。论文从微观上对“空气-溶液”和“空气-生物膜”两个氧过程构建模型,宏观上计算出污染物去除速率和对耗氧量,对微观和宏观结果对比,完成模型验证。运用模型解释污染物降解速率随转速的线性变化关系和模拟给出满足要求的反应器运行方案。
闫高俊,杨治广,庄国强,宋志伟[6]（2021）在《生物滤池在污水深度处理中的研究进展》文中提出污水处理设施尾水作为水体污染物重要来源之一,其对水环境恶化造成的影响受到广泛关注,生物滤池是污水深度处理的常用工艺,系统分析其对尾水的处理作用具有重要意义。研究介绍污水处理设施尾水现状及我国受纳水体总体情况,并简要说明尾水对受纳水体的影响,阐述滤池对尾水中营养盐、有机物及悬浮物等污染物的去除效果,探讨水力负荷等运行参数和碳氮比等水质参数对滤池处理效果的影响。最后根据国内外研究现状提出了未来需要深入研究的方向。
马士琪[7]（2021）在《基于SNAD的新型工艺用于城市污水脱氮除磷的研究》文中提出随着近几年水处理微生物学方向的深入研究,生物脱氮除磷工艺由简单的将几种基本原理相叠加逐渐向耦合工艺转变。同步亚硝化/厌氧氨氧化/反硝化（SNAD）工艺因其节能与无需外加碳源等优势逐渐成为污水生物脱氮处理领域的关注热点。但是其在处理城市污水时,最终出水会有少量硝酸盐累积;同时,SNAD工艺没有除磷功能。因此,本研究选择在SNAD基础上耦合反硝化聚磷菌（DPAOs）或藻类,形成两种新工艺,分别为同步亚硝化/厌氧氨氧化/反硝化除磷（SNADP）工艺和同步亚硝化/厌氧氨氧化/反硝化/小球藻共生（ASNAD）工艺进行同步脱氮除磷。本文重点研究两种工艺启动过程中的条件优化,以及与厌氧水解（ANHA）预处理工艺联合实际运行的处理效果;同时对整体工艺各部分内相关功能菌的丰度变化进行讨论,旨在为两种工艺在城市污水中的实际应用提供理论技术指导。本研究的结论总结如下:（1）构建ANHA-SNADP组合工艺处理城市污水。SNADP工艺在C/N=3.0,DO=0.15mg/L条件下成功启动,出水中TN、TP和COD浓度分别为2.69、1.00、4.10 mg/L。为适应后续SNADP工艺最佳条件,前段ANHA工艺选择在HRT为5 h下进行,此时出水COD浓度为135 mg/L,其中VFAs/COD占比为0.504（VFAs主要成份为乙酸）。SNADP工艺中DO控制在0.17 mg/L,最终出水TN、TP和COD浓度分别为4.17、0.64、12.07mg/L,各种污染物处理效果较好。ANHA工艺中主要菌群为Lactococcus、Trichococcus;SNADP工艺中相关功能菌中,An AOB形成生物膜存在于填料上,而AOB,DPAOs以及DNB主要存在于悬浮污泥中。（2）构建ANHA-ASNAD组合工艺处理城市污水。首先以响应曲面法通过批式实验进行ASNAD工艺条件的优化研究,结果如下:进水C/N比为2.7,藻菌比为20（V/V）,光暗比为2.5。在最佳实验条件下,NH4+-N、TN、TP以及COD浓度分别为2.01、3.74、0.21和14.28 mg/L。处理实际城市污水时,ANHA工艺HRT为5 h,组合之后的整体工艺出水中NH4+-N、TN、TP以及COD浓度分别为0.56、2.04、0.28和15.08 mg/L。ASNAD工艺内相关菌群与引入藻类前并无明显差异。
郑明媚[8]（2021）在《电芬顿膜在微藻富集回收中的性能研究》文中研究说明微藻生物燃料是一种环境友好型的可再生能源,近年来被认为是化石燃料的最佳替代资源之一,能够满足人类对初级能源的需求,发展前景十分广阔。但当前微藻富集回收方式存在成本较高或效率较低的问题,是限制微藻生物质能源发展的一大瓶颈。而膜分离技术可以实现对微藻的高效回收并且能耗低,但过滤时会出现严重的膜污染问题。针对以上现状,本研究将电芬顿耦合膜过滤的技术应用到微藻的富集回收中,目的在于利用电芬顿作用缓解微藻富集回收中的膜污染,最终实现微藻低成本高效率的回收。首先,用湿法纺丝工艺制备铁-多孔碳-碳纳米管（Fe-PC-CNT）中空纤维膜,并对其性能进行表征。所制备的膜为形貌均匀的微滤膜（孔径为207 nm）,具有良好的亲水性（接触角为29.38°）,较高的孔隙率（87.8%）和渗透通量（～1751.6 L/（m2·h·bar））,并且对膜施加-1 V的电压时,能够检测到羟基自由基（·OH）的原位生成,为后续实验提供了理论支撑。其次,以能够原位产·OH的Fe-PC-CNT中空纤维膜为基本分离单元,对微藻进行了连续和间歇两种模式的短期过滤。连续过滤时,在最适电压-1 V下,电芬顿作用显着地延缓了跨膜压差（TMP）的增长,对微藻的富集回收能力增强了2.5倍,并且可逆和不可逆污染率分别下了20.1%和9.9%。间歇过滤时,Fe-PC-CNT膜将微藻从1.05 g/L浓缩到7.45 g/L,并且污染膜经电芬顿清洗30 min后,膜通量能恢复至初始水平。由于电化学排斥作用和·OH的强氧化性,电芬顿强化的Fe-PC-CNT中空纤维膜不仅能减轻可逆污染也还能有效抑制不可逆污染的生成,表现出了良好的抗污染性能和微藻富集回收能力,而且没有对膜和微藻细胞产生明显的不利影响,可用性良好。最后,构建微藻培养、废水处理、微藻富集回收一体化的电芬顿强化的膜-光生物反应器。在为期53天（四个周期）的运行中,每个周期微藻都能从～100 mg/L生长到～1g/L,而且提高进水碳氮比至15:1后,微藻的平均生长速率能达到75 mg/（L?d）左右,培养周期从18天缩短至12天;以城市污水处理厂二级出水作为处理对象,其氮、磷的去除率高于93%和90%。并且,电芬顿强化的Fe-PC-CNT中空纤维膜表现出了良好的抗污染性能,在整个运行期间只进行了3次清洗,且通量恢复率均接近100%,而对照组的聚偏氟乙烯（PVDF）中空纤维膜进行了多达8次的清洗,且最终的通量恢复率低于50%。另外,四次的微藻回收中,电芬顿强化体系的浓缩因子是对照组的1.6、2.1、3.4和4.8倍。最终实现了微藻高效率低成本的培养、废水中污染物高效稳定的去除、膜污染的有效控制、以及高效的微藻富集回收。
李昀婷[9]（2021）在《农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置设计与处理效果研究》文中进行了进一步梳理我国农村生活污水具有污水量大且分散的特点,难以实现集中处理,现阶段大部分农村生活污水以直接外排或简易人工湿地、化粪池处理为主,生活污水处理程度低,对附近流域水环境以及土壤环境具有较大影响。但由于农村建设资金有限、人口居住分散、管网建设难度大,传统的集中式污水处理技术并不适合推广使用。因此研究和设计处理效率高、实用性强、便于运行维护与管理的农村生活污水处理技术和装置,可以为农村生活污水处理技术推广与产业化提供理论和技术支撑,具有一定现实意义。本研究将AAO处理技术与接触氧化处理技术的优势相结合,形成了以AAO-生物接触氧化工艺为核心处理技术的生活污水一体化处理装置,并从一体化处理装置的设计与启动、最佳运行参数确定、低温条件下运行处理效果以及不同填料处理效果等角度开展实验研究,取得以下研究成果。（1）通过对比不同生活污水一体化处理技术的需求和适用性,完成了农村生活污水一体化处理装置的主体工艺设计。在实验装置的启动阶段,采用自然接种的挂膜方式,绳型生物填料挂膜接种15d,填料表面生物膜生长状态良好,出水水质稳定。镜检显示,填料生物膜微生物在时间顺序上逐渐形成了一条由细菌、原生动物过渡到后生动物的完整生物链,通过指示微生物判断生物膜的处理能力及污泥情况,完成实验装置的启动。（2）对水力停留时间（HRT）、曝气量、曝气方式及除磷药剂添加量进行最佳参数的确定,并开展了水温参数对生活污水一体化处理装置的运行效果影响的研究。综合分析实验结果以及经济指标等因素,确定农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置的最佳运行参数为:HRT在9h左右,采用间歇曝气方式,曝气量为15L/min,除磷药剂PAC投放量约为50-60ppm。实验装置在该最佳控制参数运行,污水污染物去除效率高,出水水质较为稳定,运行处理效果较好。（3）对不同材质和性质的膜生物填料的处理效能进行对比分析,并通过稳定运行情况反应不同填料的生物膜生长情况。传统维纶绳填料挂膜时间长、速度慢,材料易腐蚀,且生物绳的安装密度小,膜生物量不足,抗冲击性较差。MBBR填料挂膜速度较快且显示出优秀的处理能力,但是使用在一体化处理装置中操作困难,装置结构要求复杂,难以维护,更适宜在小型污水处理站或污水处理厂使用。而聚酯类绳型填料比表面积大,保水力强,挂膜速度快,处理效果优良,更适合在一体化污水处理装置中使用。
唐俊杰[10]（2021）在《一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究》文中认为农村污水排放量大、处理率低,对农村环境污染严重。目前,农村污水的治理主要朝着一体化设备方向发展,但我国污水处理一体化设备仍处于起步阶段,存在对污水中的氮、磷以及典型污染物的去除能力有限,且处理构筑物占地过大,小规模设备后期运行较差等一系列问题。移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）工艺结合了生物膜和活性污泥法的优势,具有抗冲击性能强和长期运行稳定性高等特点,已经成为一体式农村污水处理的主流工艺之一。现阶段大多数MBBR工艺悬浮填料研究侧重于其水质净化能力,却忽略了填料的挂膜速率与MBBR工艺启动时间的关系。近年来,越来越多农村污水研究中检测出了抗生素残留,目前对农村污水的研究主要集中在氮、磷的去除机理方面,很少关注农村污水中抗生素的去除机理。因此,探讨填料性能对MBBR一体化设备处理农村污水中常规污染物的同时,实现对抗生素的去除成为了新的关注点。本文以福建省某乡的实际农村生活污水为处理对象,结合膜生物反应器（Membrane Bio-Reactor,MBR）工艺,通过构建“缺氧-好氧的MBBR-好氧的MBR（A-MBBR-MBR）”一体化设备。试验结果显示,A-MBBR-MBR一体化设备对COD的去除率为93.33%,NH4+-N去除率为90%,TN最高去除能达到70%以上,设备对常规污染物具有良好的去除作用。不同悬浮填料对一体化设备的污水处理效果不同。在挂膜过程中,PPC生物填料的生物量和生长速率高于聚氨酯浮球填料、辫带式浮球填料、聚氨酯海绵填料和聚乙烯（PE）塑料悬浮填料。在小试试验中PE塑料悬浮填料对COD、NH4+-N的去除效果优于其余4种填料。将PE填料和PPC填料分别投加到两套一体式设备中,在稳定运行阶段PPC填料设备对常规污染物去除效果更优,PPC填料设备对COD、NH4+-N和TN的平均去除率比PE填料设备分别高1.51%、9.22%和8.63%。以出水满足城镇污水排放一级A标准为设备启动完成标志,PPC填料设备启动时间比PE填料设备启动时间短6天。通过计算,PPC填料设备与PE填料设备中表观污泥产率分别为0.08 kg MLSS/kg COD、0.15 kg MLSS/kg COD,PPC填料设备有着更低的污泥产量,更加有利于农村污水处理一体化设备长期运行维护和管理。在PPC填料型A-MBBR-MBR一体化设备的长期运行过程中,设备对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为81.85%、92.63%、72.15%和22.04%,对有机物、NH4+-N和TN实现了长期稳定的去除。缺氧-好氧MBBR-好氧MBR设备对各类抗生素都有着一定的去除效果。稳定运行的A-MBBR-MBR设备对四环素类和大环内酯类抗生素的去除效果较差,去除率分别为12.52%～21.89%、20.07%～35.84%;对磺胺类和喹诺酮类抗生素的去除率较高,分别为41.83%～60.00%、38.53%～45.14%。对比不同规模的农村污水处理系统,A-MBBR-MBR、生物转盘+人工湿地、生物转盘、A2O/MBR对目标抗生素的去除率分别为14.22%～60.15%、-4.79%～54.19%、-1.4%～67.62%、-3.18%～53.92%,结果显示A-MBBR-MBR一体化设备对抗生素的去除效果较好。通过不同规模的农村污水处理设备对常规污染物去除率与各类抗生素去除率的相关性分析发现,A-MBBR-MBR一体化设备实现对常规污染物去除效果较好的同时,对目标抗生素削减有一定的促进作用。采用建立风险商值（Risk quotient,RQ）综合评价体系来评估不同规模的农村污水处理设备出水中残留抗生素对环境的影响,不同设备的出水对环境均有一定的生态风险,农村污水处理设备的抗生素去除能力需要进一步提升。
二、水力旋转填料生物接触氧化处理城市污水的研究（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、水力旋转填料生物接触氧化处理城市污水的研究（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 |
（3）氧化沟推流器位置分布及曝气方式优化的数值模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 水环境污染现状 |
| 1.1.2 城镇的污水处理技术 |
| 1.2 氧化沟简介 |
| 1.2.1 氧化沟技术简介 |
| 1.2.2 氧化沟的特征 |
| 1.2.3 氧化沟的类型 |
| 1.2.4 氧化沟的曝气器与推流设备 |
| 1.3 氧化沟研究的现状 |
| 1.3.1 理论分析 |
| 1.3.2 数值模拟 |
| 1.3.3 实验研究 |
| 1.4 本文主要研究内容 |
| 1.5 本文的技术线路 |
| 2 氧化沟数值模拟理论 |
| 2.1 计算流体力学简介 |
| 2.2 计算流体学求解过程 |
| 2.3 基本控制方程 |
| 2.3.1 质量守恒方程 |
| 2.3.2 动量守恒方程 |
| 2.3.3 能量守恒方程 |
| 2.4 湍流模型 |
| 2.4.1 标准k-ε模型 |
| 2.4.2 重整化群k-ε模型 |
| 2.4.3 Realizable k-ε模型 |
| 2.4.4 雷诺应力模型 |
| 2.5 多相流模型概述 |
| 2.5.1 VOF模型 |
| 2.5.2 Mixture模型 |
| 2.5.3 Eulerian模型 |
| 2.6 水下推流器和曝气转盘的数学模型 |
| 3 模型验证 |
| 3.1 数学模型 |
| 3.2 实验验证 |
| 3.3 计算区域 |
| 3.4 网格划分 |
| 3.5 边界条件与求解方法 |
| 3.6 结果分析 |
| 3.6.1 流场流速分析 |
| 3.6.2 氧化沟流场特征分析 |
| 3.6.3 氧化沟体积分数分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 氧化沟中压差推流器分布的数值模拟 |
| 4.1 计算区域 |
| 4.2 网格划分 |
| 4.3 边界条件与求解方法 |
| 4.4 结果分析 |
| 4.4.1 流线分析 |
| 4.4.2 流速场分析 |
| 4.4.3 垂直方向流速分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 氧化沟曝气方式优化的数值模拟 |
| 5.1 计算区域 |
| 5.2 计算域网格划分 |
| 5.3 边界条件与求解方法 |
| 5.4 结果分析 |
| 5.4.1 流场分析 |
| 5.4.2 流速云图分析 |
| 5.4.3 流速结果分析 |
| 5.4.4 气体体积分数分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 研究成果总结 |
| 6.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 硕士期间发表的论文 |
| B 硕士期间参与的项目 |
| C 硕士期间获得的荣誉 |
（4）给水污泥基陶粒生物滤池脱氮除磷效能及菌群结构研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.2 深度脱氮工艺研究进展 |
| 1.2.1 反硝化生物滤池 |
| 1.2.2 人工湿地 |
| 1.2.3 生物接触氧化 |
| 1.3 深度除磷工艺研究进展 |
| 1.3.1 前置化学除磷工艺 |
| 1.3.2 同步化学除磷工艺 |
| 1.3.3 后置化学除磷工艺 |
| 1.4 同步深度脱氮除磷工艺研究进展 |
| 1.4.1 菌藻共生工艺 |
| 1.4.2 絮凝沉淀-滤池工艺 |
| 1.5 给水污泥资源化利用 |
| 1.5.1 给水污泥回用 |
| 1.5.2 铁、铝等无机盐回收 |
| 1.5.3 水体营养盐和重金属的吸附 |
| 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 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 给水污泥和接种污泥 |
| 2.1.2 模拟废水 |
| 2.1.3 实验试剂与实验仪器 |
| 2.2 给水污泥基陶粒制备条件研究 |
| 2.2.1 给水污泥基陶粒的制备流程 |
| 2.2.2 给水污泥基陶粒制备条件的优化 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 给水污泥基陶粒物理检测方法 |
| 2.3.2 给水污泥基陶粒表征方法 |
| 2.4 给水污泥基陶粒对PO_4~(3-)-P与 NO_3~--N的吸附效能 |
| 2.4.1 给水污泥基陶粒吸附条件的优化 |
| 2.4.2 给水污泥基陶粒对PO_4~(3-)-P与 NO_3~--N的吸附动力学研究 |
| 2.4.3 给水污泥基陶粒对PO_4~(3-)-P与 NO_3~--N的吸附等温线 |
| 2.5 反硝化生物滤池的构建 |
| 2.6 反硝化生物滤池工况参数优化 |
| 2.6.1 给水污泥基陶粒接种生物膜 |
| 2.6.2 反硝化生物滤池参数优化 |
| 2.7 铁盐强化反硝化生物滤池除磷及生物特性研究 |
| 2.8 水质检测方法 |
| 2.9 16S rDNA高通量测序方法 |
| 第三章 给水污泥基陶粒的制备及氮磷吸附性能研究 |
| 3.1 制备条件对给水污泥基陶粒性能的影响 |
| 3.1.1 高岭土投加量 |
| 3.1.2 烧结温度 |
| 3.1.3 烧结时间 |
| 3.2 表征结果分析 |
| 3.2.1 给水污泥基陶粒形貌特征 |
| 3.2.2 给水污泥基陶粒物理指标 |
| 3.2.3 傅里叶变换红外光谱(FTIR) |
| 3.2.4 扫描电镜(SEM) |
| 3.2.5 X射线衍射(XRD) |
| 3.3 反应条件对给水污泥基陶粒性能的影响 |
| 3.3.1 给水污泥基陶粒投加量对NO_3~--N与 PO_4~(3-)-P去除效果的影响 |
| 3.3.2 吸附温度对NO_3~--N与 PO_4~(3-)-P去除效果的影响 |
| 3.4 吸附动力学 |
| 3.5 吸附等温线 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 反硝化生物滤池运行参数的优化 |
| 4.1 HRT对反硝化生物滤池去除效能影响 |
| 4.1.1 反硝化生物滤池TN去除效果 |
| 4.1.2 反硝化生物滤池COD去除效果 |
| 4.1.3 反硝化生物滤池TP去除效果 |
| 4.2 C/N对反硝化生物滤池去除效能的影响 |
| 4.2.1 C/N对反硝化生物滤池TN去除效果的影响 |
| 4.2.2 C/N对反硝化生物滤池COD去除效果的影响 |
| 4.3 反冲洗对反硝化生物滤池去除效能的影响 |
| 4.3.1 气冲时间对反硝化生物滤池去除效能的影响 |
| 4.3.2 水冲时间对反硝化生物滤池去除效能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 铁盐强化反硝化生物滤池除磷及微生物特性研究 |
| 5.1 铁盐对反硝化生物滤池除磷效能影响 |
| 5.2 铁盐对反硝化生物滤池脱氮除磷效能的影响 |
| 5.2.1 铁盐对反硝化生物滤池TN去除效果的影响 |
| 5.2.2 铁盐对反硝化生物滤池TP去除效果的影响 |
| 5.3 铁盐对反硝化生物滤池去除COD效能的影响 |
| 5.4 反硝化生物滤池微生物分布的群落结构高通量分析 |
| 5.4.1 微生物群落丰度及多样性分析 |
| 5.4.2 铁盐强化反硝化生物滤池微生物群落组成分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）生物转笼处理典型食品工业废水特性研究及其优化运行管理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容和目标 |
| 第2章 一体化生物转笼系统设计开发 |
| 2.1 生物转笼构造与原理 |
| 2.2 生物转笼工艺及设计 |
| 2.3 监测系统设计与集成 |
| 2.4 调控系统设计与集成 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 生物转笼反应器与生物膜性能 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 反应器除碳脱氮性能 |
| 3.3 填料生物膜性能探究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物转笼反应器性能优化探究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 反应器优化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 优化运行管理模型构建与验证 |
| 5.1 反应器氧传质模型 |
| 5.2 模型优化运行管理 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 论文总结 |
| 6.2 未来展望 |
| 参考文献 |
| 科研成果 |
| 致谢 |
（6）生物滤池在污水深度处理中的研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 水处理设施尾水及其对受纳水体的影响 |
| 1.1 水处理设施尾水现状 |
| 1.2 尾水对受纳水体的影响 |
| 1.3 污水深度处理中常用的生物滤池改进及组合工艺 |
| 2 生物滤池对尾水中污染物的去除 |
| 2.1 对有机物及悬浮固体的去除 |
| 2.2 对营养盐的去除 |
| 2.3 对其他污染物的去除 |
| 3 影响生物滤池处理尾水的主要因素 |
| 3.1 填料的种类 |
| 3.2 进水水质参数 |
| (1）进水COD |
| (2）进水温度 |
| 3.3 运行参数 |
| (1）水力负荷 |
| (2）气水比 |
| 3.4 其他影响因素 |
| 4 问题与展望 |
| 5 结语 |
（7）基于SNAD的新型工艺用于城市污水脱氮除磷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮除磷的基本原理 |
| 1.2.1 生物脱氮基本原理 |
| 1.2.2 生物除磷基本原理 |
| 1.3 传统生物脱氮除磷技术 |
| 1.3.1 A~2/O(厌氧/缺氧/好氧)工艺 |
| 1.3.2 改良Bardenpho工艺 |
| 1.3.3 UCT及改良UCT工艺 |
| 1.3.4 序批式活性污泥法(SBR)脱氮工艺 |
| 1.4 生物脱氮除磷新工艺的研究进展 |
| 1.4.1 生物脱氮新工艺的研究进展 |
| 1.4.2 基于厌氧氨氧化的生物脱氮工艺 |
| 1.4.3 生物除磷新工艺的研究进展 |
| 1.5 本课题的研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验反应器 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验藻种 |
| 2.2.3 实验进水水质 |
| 2.2.4 实验试剂及仪器 |
| 2.3 检测项目与分析方法 |
| 2.3.1 化学分析方法及计算公式 |
| 2.3.2 藻种的保存与扩大 |
| 2.3.3 藻种分析项目及方法 |
| 2.3.4 响应曲面法的设计及分析 |
| 2.3.5 影响因素批式实验 |
| 2.3.6 DNA提取,高通量测序与分析 |
| 3 SNADP工艺同步处理氮磷的研究以及其在城市污水中的运用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容与各阶段运行工况 |
| 3.2.1 实验内容 |
| 3.2.2 各阶段运行工况 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 SNADP工艺启动与条件优化 |
| 3.3.2 水解酸化(ANHA)反应器的启动 |
| 3.3.3 ANHA-SNADP耦合反应器处理模拟和实际城市污水 |
| 3.3.4 微生物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 ASNAD工艺同步处理氮磷的研究以及其在城市污水中的运用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容与各阶段运行工况 |
| 4.2.1 实验内容 |
| 4.2.2 各阶段运行工况 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 响应曲面法优化条件及验证实验 |
| 4.3.2 ANHA-ASNAD工艺处理城市污水的运行效果 |
| 4.3.3 微生物分析 |
| 4.4 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 |
（8）电芬顿膜在微藻富集回收中的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 微藻概述 |
| 1.1.1 微藻的应用 |
| 1.1.2 微藻的培养条件 |
| 1.1.3 微藻的富集回收 |
| 1.2 膜分离回收微藻概述 |
| 1.2.1 膜分离回收微藻原理 |
| 1.2.2 微藻富集回收中的膜污染 |
| 1.2.3 微藻富集回收中的膜污染控制 |
| 1.3 电芬顿耦合膜分离概述 |
| 1.3.1 电芬顿耦合膜分离的原理 |
| 1.3.2 电芬顿耦合膜分离的阴极膜材料 |
| 1.3.3 电芬顿耦合膜分离的应用及挑战 |
| 1.4 立题依据、研究目的与内容及技术路线 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究目的与内容 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 2 Fe-PC-CNT中空纤维膜的制备与性能表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 Fe-PC-CNT中空纤维膜的制备 |
| 2.2.3 Fe-PC-CNT中空纤维膜的表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 膜形貌及基本性能 |
| 2.3.2 电化学产H_2O_2和·OH的性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 Fe-PC-CNT中空纤维膜富集回收微藻的可行性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 微藻的培养及相关指标测定 |
| 3.2.3 微藻的富集回收实验 |
| 3.2.4 膜污染评价及抗污染性能分析 |
| 3.2.5 电芬顿作用缓解膜污染机理分析 |
| 3.2.6 微藻富集回收效果评价 |
| 3.2.7 ·OH对膜和微藻产生的影响 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 膜过滤性能及抗污染能力分析 |
| 3.3.2 膜污染缓解机理 |
| 3.3.3 微藻的富集回收效果 |
| 3.3.4 ·OH对膜和微藻的影响 |
| 3.3.5 电芬顿作用对膜污染的控制机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电芬顿强化膜-光生物反应器的构建及性能评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 PVDF膜基本性能表征 |
| 4.2.3 电芬顿强化膜-光生物反应器的构建及运行 |
| 4.2.4 电芬顿强化膜-光生物反应器的性能评价 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 膜性能表征 |
| 4.3.2 电芬顿强化膜-光生物反应器运行及性能评价 |
| 4.4 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 |
（9）农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置设计与处理效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 0.1 研究背景和意义 |
| 0.1.1 研究背景 |
| 0.1.2 研究意义 |
| 0.2 国内外研究进展 |
| 0.2.1 国外生活污水一体化处理技术研究与应用 |
| 0.2.2 国内生活污水一体化处理技术研究与应用 |
| 0.3 研究主要内容及技术路线 |
| 0.3.1 研究主要内容 |
| 0.3.2 技术路线 |
| 0.3.3 创新点 |
| 第1章 农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置搭建与启动 |
| 1.1 农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置设计 |
| 1.1.1 农村生活污水一体化处理技术需求 |
| 1.1.2 农村生活污水一体化处理装置设计思路 |
| 1.2 农村生活污水一体化处理装置搭建 |
| 1.2.1 农村生活污水一体化处理装置结构 |
| 1.2.2 农村生活污水一体化处理装置搭建 |
| 1.3 实验室水质及分析方法 |
| 1.4 实验启动阶段 |
| 1.4.1 一体化处理装置系统启动 |
| 1.4.2 填料表面生物相 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 不同影响因素对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.1 水力停留时间对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.2 曝气量对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.3 间歇曝气方式对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.4 除磷药剂使用对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.4.1 药剂使用量的确定 |
| 2.4.2 PAC在装置中的除磷效果 |
| 2.5 水温对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 不同填料对农村生活污水一体化处理装置处理效果影响 |
| 3.1 不同填料的特性对比 |
| 3.2 维纶纤维填料挂膜及处理效果 |
| 3.3 聚酯纤维与聚丙烯混合填料挂膜及处理效果 |
| 3.4 MBBR填料挂膜及处理效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 进一步工作的方向 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（10）一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农村污水特点及处理现状 |
| 1.2.1 水量水质的特点 |
| 1.2.2 农村污水处理与排放现状 |
| 1.2.3 农村污水处理技术 |
| 1.3 MBBR工艺及其发展组合工艺 |
| 1.3.1 MBBR工艺特点 |
| 1.3.2 MBBR与 MBR组合工艺 |
| 1.3.3 MBBR工艺的生物填料 |
| 1.4 农村污水中的抗生素分类及处理现状 |
| 1.4.1 抗生素及其分类 |
| 1.4.2 农村污水中抗生素的危害 |
| 1.4.3 农村污水中抗生素的处理现状 |
| 1.5 课题研究内容及目的 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 原水水质 |
| 2.1.3 膜组件 |
| 2.1.4 悬浮填料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 水质分析方法 |
| 2.3.1 常规水质分析方法 |
| 2.3.2 生物量的测定 |
| 2.3.3 抗生素分析方法 |
| 3 一体化设备启动及填料挂膜 |
| 3.1 COD的处理效果 |
| 3.2 NH_4~+-N的处理效果 |
| 3.3 TN的处理效果 |
| 3.4 填料的挂膜性能比较 |
| 3.4.1 填料上生物膜的生长速率比较 |
| 3.4.2 填料上的生物膜活性 |
| 3.5 小结 |
| 4 一体化设备的填料性能研究 |
| 4.1 不同填料系统对COD的去除效果 |
| 4.2 不同填料系统对NH_4~+-N的去除效果 |
| 4.3 不同填料系统对TN的去除效果 |
| 4.4 不同填料系统的启动时间与污泥产量比较 |
| 4.5 PPC填料设备的长期运行 |
| 4.5.1 COD去除 |
| 4.5.2 NH4~+-N的去除 |
| 4.5.3 TN的去除 |
| 4.5.4 TP的去除 |
| 4.6 小结 |
| 5 农村污水处理设备中典型抗生素的去除研究 |
| 5.1 PPC填料型一体化设备对抗生素的去除 |
| 5.1.1 四环素类 |
| 5.1.2 大环内酯类 |
| 5.1.3 喹诺酮类 |
| 5.1.4 磺胺类 |
| 5.2 不同农村污水处理设备中抗生素的去除效能对比 |
| 5.2.1 常规污染物的去除对比 |
| 5.2.2 设备进水中抗生素的分析 |
| 5.2.3 设备对抗生素的去除 |
| 5.2.4 抗生素的去除与常规污染物去除相关性分析 |
| 5.2.5 不同设备出水中抗生素的生态风险评估 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在读期间科研成果 |
四、水力旋转填料生物接触氧化处理城市污水的研究（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]两种类型生物接触氧化系统脱氮效能研究[D]. 陈相宇. 哈尔滨工业大学, 2021
- [3]氧化沟推流器位置分布及曝气方式优化的数值模拟研究[D]. 何永鹏. 西安理工大学, 2021(01)
- [4]给水污泥基陶粒生物滤池脱氮除磷效能及菌群结构研究[D]. 司韦. 南京信息工程大学, 2021
- [5]生物转笼处理典型食品工业废水特性研究及其优化运行管理[D]. 游庆国. 重庆工商大学, 2021(08)
- [6]生物滤池在污水深度处理中的研究进展[J]. 闫高俊,杨治广,庄国强,宋志伟. 环境科技, 2021(03)
- [7]基于SNAD的新型工艺用于城市污水脱氮除磷的研究[D]. 马士琪. 大连理工大学, 2021(01)
- [8]电芬顿膜在微藻富集回收中的性能研究[D]. 郑明媚. 大连理工大学, 2021
- [9]农村生活污水AAO-接触氧化一体化处理装置设计与处理效果研究[D]. 李昀婷. 辽宁大学, 2021(12)
- [10]一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究[D]. 唐俊杰. 西安建筑科技大学, 2021(01)
标签：氧化沟论文; 生物滤池论文; 城市污水论文; 生物接触氧化工艺论文; 反硝化论文;