一、压力生化反应器处理有机废水研究（论文文献综述）
闫镇枭,韩颖,刘明旺,周迪,叶朵[1]（2022）在《预处理-高负荷生化反应器-外置式膜生化反应器处理垃圾中转站渗滤液的研究》文中研究指明采用预处理-高负荷生化反应器-外置式膜生化反应器（MBR）的组合工艺处理垃圾中转站的渗滤液。研究结果表明，利用该组合工艺处理渗滤液后，COD和BOD去除率都超过95%；出水氨氮、总氮浓度分别低于30 mg/L和50 mg/L;SS去除率超过98%，其浓度由1500 mg/L降低至20 mg/L；最后经过外置式超滤的出水水质即可达标排放。
李义烁,梁远,颜莹莹,胡啸,李雪怡,刘迪,马嘉蔚[2]（2021）在《餐厨垃圾/市政污泥/城市粪便联合厌氧消化沼液处理设计》文中进行了进一步梳理针对北京某有机质生态处理站餐厨垃圾、市政污泥、城市粪便联合厌氧消化产生的沼液等综合废水特点,采用生物+物化组合工艺,即:预处理+外置式膜生物反应器（MBR,两级硝化反硝化+超滤）+部分纳滤（NF）处理工艺,纳滤产生的浓缩液采用中温催化氧化工艺进行处理,最终实现废水达标排放。该工程设计处理规模为700 m3/d,工程运行结果表明,该工艺运行稳定、效果良好,综合出水水质达到《污水综合排放标准》（GB 8978—1996）中的三级标准,其中氨氮和总氮指标达到北京市地方标准《水污染物综合排放标准》（DB 11/307—2013）。
陈江林[3]（2021）在《多级A/O VT-MBR组合工艺处理焦化废水的研究》文中指出焦化废水是典型的难降解有机废水,目前大多采用生物方法进行处理,但存在出水水质较差、有机污染物去除效果不佳等问题。膜生物反应器（Membrane Bioreactor,MBR）具有容积负荷高、水力停留时间短以及剩余污泥量少等优点,但膜污染和能耗高等缺点限制了MBR大规模工业应用。垂直折流生化反应器（Vertical Tubulant Biological Reactor,VTBR）具有生物膜量高、传质效果好以及不易堵塞等优点,VTBR的尾气可为膜组件提供气源,余压也可作为膜的驱动力,在提高曝气利用率的同时降低能耗。本论文研究目的是将VTBR工艺与MBR耦合形成垂直折流膜生物反应器（Vertical Tubulant Membrane Bioreactor,VT-MBR）,采用管式膜提高出水水质,并利用VTBR的尾气在管式膜内产生气液两相流,减缓浓度差极化及滤饼层导致的膜污染。考察VT-MBR组合工艺在不同运行参数下处理焦化废水的效果,结果表明该处理系统的最佳运行条件为:总水力停留时间（Hydraulic Retention Time,HRT）60h、回流比3:1、曝气量30L/h。在此运行条件下出水CODCr、NH3-N、TN及挥发酚浓度分别为224±20mg/L、16.26±1.07mg/L、34.94±1.60mg/L及0.22±0.05mg/L,去除率分别为（95.49±0.41）%、（58.94±2.72）%、（69.54±1.39）%及（99.08±0.21）%。通过三维荧光光谱分析发现,焦化废水在经过厌氧处理后,废水中溶解性有机污染物的组分从1种提高至4种。对接种污泥及稳定运行阶段污泥的微生物群落进行分析,结果表明:接种污泥经过驯化之后,好氧及厌氧污泥中微生物Alpha多样性Chao1指数相比于接种污泥分别降低了68.0%和80.1%。主要菌群的丰度发生明显变化,变形杆菌门是丰度最高的菌门,在厌氧污泥和好氧污泥中的丰度分别为56.37%和85.99%。对膜污染情况进行分析,随着曝气量从20L/h增加至40L/h,平均膜污染周期从12d提高至16d,但膜的不可逆污染阻力从占总阻力的18.82%增加至36.05%,不利于膜组件的长期运行。膜组件污泥中的胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substance,EPS）和溶解性微生物产物（Soluble Microbial Products,SMP）浓度随着曝气量的增加均会下降,上清液EPS和总EPS中的P/C（Protein/Carbohydrate）随着曝气量的增加均下降,曝气量对EPS中的蛋白质影响较大。上清液SMP和总SMP中的P/C则随着曝气量的增加均上升,曝气量对SMP中的多糖影响较大。从膜组件污泥上清液的荧光图谱可知,曝气可增加膜组件内溶解性有机物种类。探究膜清洗最佳条件,结果显示:采用2%柠檬酸+0.1%Na Cl O浸泡的方式清洗效率为77%。当0.1%Na Cl O溶液中EDTA-Na2(C10H14N2O8Na2)浓度为120mg/L时,膜组件清洗效率达到最佳,膜清洗效率为92%。
谢慧娜[4]（2021）在《生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究》文中研究表明将零价铁与微生物耦合（零价铁生物铁法）强化生物法处理废水中难降解有机物近年来得到学者们广泛研究。然而,目前零价铁生物铁法研究大都集中在污染物降解效果、运行参数优化等方向上,对体系中强化微生物的形成、零价铁与微生物的作用关系、降解机制等认识不足,这给该技术的规模化应用带来一定的局限性。本文选取具有比表面积大、比表面能高、氧化还原性能强等特点的海绵铁（SFe,一种特殊的零价铁）,将其与微生物耦合形成特殊的零价铁生物铁法,即生物海绵铁体系（SFe-M）。利用SFe-M体系处理多种难降解有机废水,验证其处理效果及初步分析其微生物结构特征;选取环丙沙星（CIP）为代表污染物,考察长期运行中SFe投加量对体系处理效果和Fenton-like效应影响;以SFe-M体系中微生物为考察对象,探究其在不同运行阶段结构特征,揭示SFe-M体系中强化微生物演变过程;将SFe-M体系中SFe去除,探究驯化成熟的强化微生物在脱离SFe后反应器运行效果及微生物群落变化;利用Tafel曲线探究SFe-M体系中SFe腐蚀特性,同时分析污染物降解过程中微生物、Fe（Ⅱ）和活性氧物种之间的关系,考察体系中微生物与Fenton-like产生关系;通过平行对比实验,分析SFe-M体系降解污染物过程中各降解作用贡献度,同时测定CIP降解中间产物,探讨SFe-M体系强化降解有机物作用机制。研究结果丰富了零价铁生物铁法降解机制研究的内容,为零价铁生物铁法在难降解有机废水处理中的推广使用提供数据参考和技术支持。论文主要结论如下:（1）SFe-M体系较普通SBR对苯胺废水、硝基苯废水、CIP废水、实际腈纶废水去除率明显提高,即SFe-M体系对难降解有机废水处理具有广泛适应性;对于实际腈纶废水和硝基苯废水处理,SFe的出现会促进部分微生物生长,即SFe的存在对专性降解菌有良好的筛选和促进富集作用。（2）SFe-M体系中SFe投加量为90 g/L时,体系对COD和CIP处理的稳定性和降解效果最佳。Fenton-like效应是微生物和SFe协同互促产生的,且铁剂量显着影响Fenton-like效应强弱;SFe投加量为45 g/L时,SFe-M体系Fenton-like效应远小于投加量为90 g/L和135 g/L的反应器,但135 g/L的SFe投加量并不能显着提高体系Fenton-like作用,故90 g/L的SFe才能更加经济有效的促进Fenton-like产生。（3）除在CIP浓度为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系中微生物群落结构丰富度和多样性都显示出最大值;门水平上,各反应器中微生物结构在不同阶段差异较小,其中,Proteobacterta和Bacteroidetes在0.5 mg/L阶段受抑制作用,Planctomycetes和Chloroflexi在CIP浓度为3 mg/L时开始富集;属水平上,CIP为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系群落结构相近,SFe促进Zoogloea、Tessaracoccus富集;CIP为1 mg/L阶段,SFe能够强化Saccharimonadales对CIP的耐受性,且促进Thermomonas、Berkelbacteria富集;CIP为3 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系微生物群落结构差异性增大,Nakamurella、Terrimonas、Silanimonas、Arenimonas等是SFe-M体系强化降解有机物的主要贡献者;CIP为5 mg/L阶段,SFe-M体系主要优势菌属有Nakamurella、Reyranella、Pe M15,其中,Reyranella的存在反映了SFe-M体系微生物结构的完整性,而Pe M15的富集间接反映了体系缺氧区的存在,这些具有不同作用和特性微生物的存在使得SFe-M体系中群落结构更加完整和多样化。（4）初始接种污泥中微生物在SFe刺激下,SFe-M体系中群落结构发生显着差异。门水平上,主要由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi等组成,其中,Proteobacterta受初期抑制逐步转化为富集,Chloroflexi在SFe强化下逐步富集,而Bacteroidetes逐步被淘汰。属水平上,微生物不断发生演变,SFe-M体系在不同阶段形成特有的微生物群落结构;在稳定期,初始接种污泥中有近60%的微生物逐步富集形成强化的微生物体系,如Tetrasphaera、Nitrospira、Azospira、Thermomonas等;在不同运行阶段,优势菌群又显示出一定差异性,反映了SFe-M体系中微生物演变过程;LEf Se分析表明,SFe-M体系中显着差异物种数在初期（0.5 mg/L、1 mg/L）降低,而在后期（3 mg/L、5 mg/L）显着差异物种数量增加;在CIP浓度为0.5 mg/L、1 mg/L、3 mg/L、5 mg/L阶段,对污染物降解贡献最大的物种分别为Saccharimonadia（c）、Propionibacteriaceae（f）、Gammaproteobacteria（c）、Alphaproteobacteria（c）。（5）SFe-M体系中驯化形成的强化微生物对SFe有很强的依赖性。在去除SFe后,污泥结构稳定性变差,35 d后CIP降解率接近于0,体系Fenton-like作用逐步消失,微生物代谢能力降低。微生物群落结构丰富度和多样性明显降低;门水平上物种没有显着变化,仍是由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi、Acidobacteria组成,但原有优势菌相对丰度随反应进行逐步降低;属水平上,第10 d和35 d都有新的抗性菌出现（如Acinetobacter、Microtrichaceae）,但其并不能长期稳定存在,即去除SFe后,强化微生物有效运行时间仅能维持35 d左右。（6）在SFe-M体系中,SFe自腐蚀倾向逐步增大,从第0 d到第35 d,SFe由受阴极扩散控制作用到同时受阴极扩散和阳极活化作用,腐蚀速率由0.066 mm/a提升至12.633 mm/a,保证了体系中Fe（Ⅱ）的持续溶出;·OH与Fe（Ⅱ）的变化趋势基本一致,具有强化微生物结构的SFe-M体系中H2O2平均产生量是普通活性污泥构成的SFe-M体系（2#普泥+SFe）和单纯海绵铁体系（3#SFe）之和的3倍,且Fe（Ⅱ）持续溶出受体系中微生物结构特性的影响,SFe-M体系污染物降解归因于微生物、Fe（Ⅱ）和Fenton-like效应的协同作用,三者始终处在动态平衡中;2#普泥+SFe和5#铁泥+SFe的强化因子分别为1.04和2.98,即SFe和微生物有明显的耦合强化作用,且驯化后的微生物与SFe协同作用更强。CIP结构上的哌嗪环、C-F键、环丙烷环、羧基及其中间产物受·OH攻击或微生物代谢,通过四种降解途径完全去除;其中,微生物代谢贡献度为82.4%,微生物Fenton-like作用贡献度为13.1%,SFe/O2Fenton-like作用贡献度为3.3%。
曾俊[5]（2020）在《基于IFAS-MBR工艺的典型PPCPs-土霉素处理技术研究》文中进行了进一步梳理土霉素,作为目前应用最为广泛的四种主要四环类抗生素之一,在城市生活污水、河流、地下水和土壤中均已被检测到。尽管抗生素在环境中含量很低,但其在环境多样性和生物毒性等多方面具有可持续性污染,其残留在环境中会抑制动植物生长,危害人体健康。针对低含量、难降解的土霉素,传统的污水处理工艺去除效率低,迫切需要探讨在保证现有污水处理厂去除城镇生活污常规污染物的有效性的基础上,通过优化反应工艺参数或改善流程等处理方法,达到强化去除抗生素的可行性,并最终建立一套经济可行、工艺完备的污水处理技术。因此,本研究采用IFAS-MBR反应器作为生化反应器,探究不同操作条件下分别处理人工合成废水和含土霉素废水时反应器的性能变化,研究填料填充比例（10%、25%、50%）、水力停留时间（4h、8h、12h）和污泥停留时间（20d、40d、60d）对不含土霉素废水中COD和氨氮化合物的去除效果,以及对含土霉素废水中COD、氨氮化合物和土霉素的去除效果及膜污染程度的影响。主要研究内容和结论如下:（1）以不含土霉素有机废水为进水,反应器中污泥停留时间为60d,水力停留时间为4h,当填料填充比分别为10%、25%和50%时,COD和NH4+-N的去除率均呈先增后降的趋势,在填料填充比为25%时COD和NH4+-N去除率最高,分别为90.26%和86.45%;改变水力停留时间为8h,COD和NH4+-N的去除率较4h升高,去除率均在90.00%以上;水力停留时间为12h较8h时无明显变化。当水力停留时间为8h,填料填充比为25%时,为IFAS-MBR反应器对COD及NH4+-N去除的最佳条件,平均COD和NH4+-N去除效率高达95.46%和98.53%。在此基础之上,污泥停留时间由40d增加到60d,COD及NH4+-N的去除效率由80.00%左右升高到90.00%以上。（2）以含土霉素有机废水为进水,控制填料填充比为25%不变,当污泥停留时间为40d,水力停留时间为8h和12h时,IFAS-MBR反应器对100 ug/L土霉素的去除效率为58.86%和69.71%;控制水力停留时间为12h,当采用停留时间为60d的污泥时,对土霉素的去除效率达到72.30%。随着污泥停留时间及水力停留时间的延长,IFAS-MBR对有机废水中COD及NH4+-N的去除效率逐渐提升,但同时土霉素的存在会抑制IFAS-MBR反应器中微生物的种类及数量,对COD及NH4+-N的去除可能产生抑制作用。当采用水力停留时间为12h,污泥停留时间为60d时,土霉素的存在会将COD和NH4+-N的去除效率降低5.00%和3.00%左右。（3）以含土霉素有机废水为进水,控制污泥停留时间为60d,水力停留时间由4h上升至12h,MBBR和MBR中EPS和SMP中蛋白质、多糖、DNA及总有机碳含量都有明显的下降。当水力停留时间为12h,污泥停留时间由20d上升到60d,EPS和SMP中各组分同样有明显的下降,这表明膜表面污染的降低。另外,载体的选择对膜污染有重要影响。海绵改性生物载体或添加树脂颗粒对减缓膜污染有一定的作用。反洗和在线维护清洗能很好的防治膜污染。
杨楠[6]（2020）在《可见光多相Fenton-A/O联合工艺处理电镀难降解有机物的研究》文中认为电镀技术作为新时代的一项新兴产业,在日常生活和工业生产上起着不可替代的作用,随之带来的废水处理问题也越来越棘手。电镀废水因其排放量大、成分复杂、毒性强、可生化性差等特点被列为三大工业污染之一。常用于去除难降解有机污染物的有效技术主要是高级氧化技术,尤其是催化氧化法。常规Fenton氧化技术局限在较小的pH值适用范围及存在反应后的铁泥还需再次处理的问题,大多研究的TiO2的光催化条件为不到太阳光的5%的紫外光,而目前多相Fenton催化剂存在催化性能不高、循环使用效能不好的缺陷。本研究选用可见光多相Fenton与A/O工艺相结合技术,以Fe3O4为载体负载TiO2制备兼具光催化和多相Fenton活性的催化剂Fe304@TiO2,改善目前存在的多相Fenton催化剂的催化性能和循环使用效能,优化A/O生物反应器运行参数,并研究其对深圳市某电镀厂的实际除油工艺排放的废水的净化效果,以期为实际电镀废水处理厂关键技术的工艺革新提供技术支撑。通过自制的Fe3O4为载体,采用表面负载TiO2的方式制备多相Fenton催化剂Fe3O4@TiO2,研究不同煅烧温度、锻烧时间对催化剂催化性能的影响,对其进行电镜扫描、能谱分析、X射线衍射分析、红外光谱分析、紫外-可见漫反射分析、粒度、磁性能等的表征,探究了可见光多相Fenton预氧化与生物深度处理联合工艺对深圳市某电镀厂的实际除油废水的处理效果。研究了在不同条件下所制备的催化剂催化降解电镀有机废水的影响因素,优化了预处理出水后的A/O生物反应器运行参数。通过实验得出的结论总结如下:（1）在煅烧温度为200℃、煅烧时间为2 h条件下以磁性载体Fe3O4为核、表面包裹TiO2自制备的催化剂Fe3O4@TiO2催化性能良好,可见光Fenton反应体系下Fe3O4@TiO2的催化活性要显着高于Fe3O4和TiO2,载体Fe3O4与负载的TiO2之间存在明显的协同效应。（2）Fe3O4@TiO2催化剂的SEM和XRD结果表明,复合催化剂Fe3O4@TiO2相较于纯Fe3O4,形貌未发生明显改变,制备的TiO2为锐钛矿二氧化钛,粒度结果显示粒子粒径分布均匀,结合TEM图表明所制备的Fe3O4@TiO2为类核壳型球体。EDX能谱显示在Fe3O4@TiO2中存在Fe、O、Ti元素,结合FT-IR图表明成功的在Fe3O4表面包裹了 TiO2。DRS结果表明,负载TiO2之后的复合催化剂Fe3O4@TiO2相较于TiO2,吸收400 nm以上的可见光能力明显要优于纯TiO2,将光响应范围拓宽到了可见光区。磁性能结果显示所制备的Fe3O4@TiO2具有超顺磁性,在外加磁场作用下能很快团聚在一起。（3）Fe3O4@TiO2可见光多相Fenton催化降解电镀除油废水的最佳条件为:初始pH为4、H2O2浓度为10 mmol/L、催化剂投加量为2 g/L,反应30 min,对电镀除油废水COD降解率达70.41%,废水可生化性从0.19提高到0.40,且循环使用性能良好,在外加磁场作用下回收,循环使用5次对COD的降解率基本维持在60%以上,B/C保持在0.3以上。（4）Fe3O4@TiO2在不同反应条件下可见光多相Fenton催化降解电镀除油废水COD的降解过程符合准一级反应动力学模型,其催化降解反应是多途径的。（5）在优化的A/O生物反应器HRT为8 h,硝化液回流比为2:1,DO浓度为2～4 mg/L,污泥回流比为1:1工艺参数下运行,系统预处理出水的COD浓度为40.2 mg/L,TN浓度为12.3 mg/L,满足电镀污染物排放标准。
何茂林[7]（2020）在《高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究》文中研究指明实验室废气具有成分复杂,排放浓度和排放量极不稳定的特点,燃烧、生物过滤、低温等离子、单一吸附等方法并适用于实验室废气的处理。液体吸收法因其工艺成熟、适应性强、易于操作、安全稳定、维护管理方便,逐渐成为高校实验室废气处理的首选工艺。吸收法产生的吸收尾液具有有机污染物含量高、成分复杂、生物难降解等特点,如未经处理或处置不当直接排放,会对环境及生态系统造成严重破坏。本文通过对某高校实验室废气吸收尾液基本情况的调研,针对吸收尾液水质特点,通过实验比选评估处理工艺,探索了工艺进出水水质和各项运行参数,在此基础上进行了某高校实验室废气吸收尾液处理工艺设计,为吸收尾液处理项目提供技术支持。本论文研究内容及结果如下:（1）选择UV-Fenton和微电解-Fenton两种预处理工艺,对比两种工艺的出水效果、药剂投加量和耗电量,选定微电解-Fenton作为本设计的预处理工艺,并确定其最佳运行条件。实验结果表明:初始pH值为3.0、铁碳投加量为100mg/L、微电解反应时间为30min、H2O2投加量20ml/L、Fenton反应时间为40min时,COD去除效率最高可达48%,预处理出水COD浓度为3120mg/L,NH3-N浓度为76mg/L,B/C从0.13提高到至0.35。（2）采用UASB-MBBR生化组合实验处理上述预处理后的吸收尾液。经过64天的梯度式启动驯化,反应器稳定运行后进行为期160天的工艺实验,研究反应器的最佳运行状况及出水水质。实验结果表明:UASB与MBBR水力停留时间分别为16h和19h、硝化液回流比200%、UASB与MBBR有机容积负荷分别为4.5kg/（m3·d）和4.0kg/（m3.d）、进水pH为7.5时处理效果最佳。在最佳运行工况下,生化系统出水CODcr小于210mg/L,总去除率最高为96.5%;出水NH3-N小于20mg/L,总去除率最高为79.6%。主要水质达到《污水排入城镇下水道水质标准》（GB-T31962-2015）中排水标准。（3）根据实验所确定工艺参数,根据吸收尾液进出水水质要求,确定处理工艺流程为调节池-微电解+Fenton-沉淀-UASB-MBBR-沉淀,设计处理规模为30m3/d。对工艺主体构筑物进行设计计算、工艺图纸绘制和设备选型,同时进行了运行成本分析、工程投资估算和工程效益分析。处理系统总工程投资为136万元,运行成本为9.98元/m3,占地面积70m2。该工艺设计具有处理效率高、技术先进、自动化程度高、操作管理方便、投资运行成本低等特点,具有较好的实践意义和推广价值。
邹坚涛[8]（2020）在《多孔金属中空纤维膜的制备及其电化学降解罗丹明B的性能研究》文中进行了进一步梳理一些化学工业生产会排放大量合成染料废水,无害化处理这些废水是务必解决的问题。电化学氧化技术是一种相对高效、清洁的有机废水处理技术。其中,电催化膜技术在处理有机污染废水中得到了广泛的应用。寻找开发高活性、稳定性的膜材料仍然是个挑战。本文将采用干湿纺丝/烧结法制备新型多孔碳化钛/钛金属中空纤维膜（Ti C/Ti HFMs）和多孔镍金属中空纤维膜（Ni HFMs）,并对金属膜进行各种性能表征;并以罗丹明B（Rh B）模拟有机染料废水,利用电化学氧化技术验证金属膜电催化活性。（1）通过TG、SEM、孔径分布、电导率、机械强度、渗透通量等表征测试探究了烧结温度对Ti C/Ti HFMs的结构性质的影响,并发现:在1100℃下烧结的金属膜,烧结状况良好,表面具有～2μm的孔结构,导电性良好(2513 S cm-1),优异的机械强度（161Mpa）,较高的氮气渗透通量(7.6×10-7 mol/m2·s·pa),和纯水渗透通量。将其作为阳极,进行阳极氧化技术降解Rh B实验。实验发现其降解Rh B速率远大于钛箔,且增加电流密度、强化传质可以加速降解反应速率。通过电化学阳极腐蚀试验和阳极氧化重复试验表明,该膜具有良好的稳定性和可重复使用性。最后,对降解过程的机理进行了探讨。（2）通过SEM、孔径分布表征发现,Ni HFMs烧结状况好,表面具有～5μm的微孔结构。将之作为气体扩散阴极,进行氧气两电子还原产生过氧化氢实验。实验讨论了氧气流速、电势、pH对过氧化氢累积及电流效率的影响,发现最佳条件下反应120min,过氧化氢的累积量为101.8mg/L,电流效率为59%。向体系中加入亚铁盐,利用电芬顿法降解Rh B,发现亚铁离子添加量为0.2m M时,降解速率最快。在最佳条件下,电芬顿反应60min,Rh B的去除率接近100%。利用自由基捕获实验,证明了芬顿反应产生了羟基自由基·OH或·O2-自由基。多孔金属纤维膜在阳极氧化、电芬顿技术处理Rh B中表现出高催化活性、稳定性,有望在更多的领域发挥优良作用,比如微过滤及分离、生化反应器、有机废水处理、电催化及非均相催化剂等。
程丹韵[9]（2020）在《絮凝沉淀与沉水植物对MBR一体化设备处理淀粉类废水功效的提升作用》文中研究说明淀粉及淀粉深加工产品在加工过程中会产生高浓度酸性有机废水,其成分复杂,处理难度较大。若不处理或处理不当会造成周边水体污染,使水体发黑发臭,从而给生态环境带来很大危害。推进水生态文明建设,从源头防治水体污染,探究行之有效的淀粉类废水处理工艺使其达标排放是十分必要的。近年来,膜生物反应器（Membrane Bioreactor,MBR）因其抗冲击能力强而广泛应用于污水处理中,一体化MBR及组合式MBR在许多方面取得了成效,但仍然存在脱氮除磷效果不稳定的问题。本文以重庆市北碚区澄江镇某速冻食品厂作为对象,经实地调研及进水水质检测发现:进水水质总氮、总磷、化学需要量（Chemical Oxygen Demand,COD）太高,分别为104.71123.12 mg/L、98.92102.67 mg/L、50205450 mg/L;酸性强,pH值为3.974.39;水量变化大、MBR系统负荷大、出水水质不稳定,甚至设备偶尔瘫痪,产生严重污染。其主要原因是该企业现有淀粉类废水中颗粒物量大,酸性太强,给现有以MBR为主的污水处理工艺带来极大的负担,而且MBR出水中无机氮磷含量也较高,因此处理效果不佳,出水水质总氮、总磷、COD分别为22.9431.27 mg/L、8.2912.37 mg/L、48.1262.03mg/L,无法实现达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中的Ⅴ类水排放。结合该现状,提出了前端絮凝沉淀减少颗粒固形物,调节pH值,降低入水对MBR冲击;后端利用沉水植物吸收利用MBR出水中无机氮磷的思路,在该企业现有废水处理系统设备的基础上进行升级改造。基于此,本研究在实验室条件下,研究单一絮凝剂和复配絮凝剂对水体总氮、总磷、COD等的去除效果并对比分析了絮凝沉淀物质量,进而选取了最优复配絮凝剂聚合硫酸铁（Polyferric Sulfate,PFS）+聚丙烯酰胺（Polyacrylamide,PAM）组进行了实验室条件优化试验。将絮凝最优条件引入实地运行,同时将MBR出水引入到构建好的沉水植物沟渠中,持续监测各处理阶段水质情况并分析各处理阶段的去除效果,结果表明前端引入絮凝沉淀和后端引入沉水植物的提升工艺,显着改善了MBR膜处理效果和提升设备运行稳定性,监测期间系统出水口各项指标达到地表水Ⅴ类水质要求。同时利用磷脂脂肪酸（Phospholipid Fatty Acid,PLFA）方法分析各处理阶段水体中微生物群落量及多样性变化,初步探讨水质改善的微生物原因。主要结果如下:升级改造方案的工艺构造建设:首先在前端增加一个絮凝沉淀池用于投加絮凝剂预处理以减缓后续环节压力;其次在IC厌氧反应器（Internal Circulation,IC）和好氧一体化主机之间增加一好氧反应曝氧池以增大其曝氧量;最后增加一个生态沟渠用于种植沉水植物（苦草和黑藻）以去除经MBR后末端水中无机氮磷等污染物。将其废水处理工艺升级改造为“絮凝沉淀法预处理+厌氧好氧反应处理+MBR一体化设备+沉水植物生态沟渠净化处理”相结合的组合工艺。（1）在实验室相同试验条件（反应体系:1 L。搅拌参数:200 r/min下搅拌1 min;150 r/min下搅拌3 min;100 r/min下搅拌6 min;静置时间:2 h）下比较分析了3种絮凝剂PAM、PFS、聚合氯化铝（Poly Aluminium Chloride,PAC）单独处理及2种无机絮凝剂（PFS、PAC）分别和有机絮凝剂PAM复配使用时产生的絮凝沉淀物的重量及淀粉类废水中总氮、总磷及COD的去除效果。结果表明,2种无机絮凝剂与有机絮凝剂复配组合中PFS+PAM组对总氮、总磷的去除效果最好,絮凝沉淀物质量最大,对总氮、总磷的去除率分别为35.15%、33.84%,絮凝沉淀物重量为675.1 mg。PAC+PAM组对COD的去除效果最好,为39.89%。无机絮凝剂与有机絮凝剂复配使用对水体总氮、总磷及COD的去除效果比单一使用好,说明无机有机复配使用时克服了单一絮凝剂的不足,发挥了各自优点。（2）PFS+PAM复配使用去除淀粉类废水总氮、总磷及COD的影响因素研究表明,PFS+PAM组的最优投加量、最优初始水样pH值及最优水样温度分别为PFS 120 mg/L、PAM 20 mg/L,9,25℃。在优化条件下PFS+PAM复配处理对水体总氮、总磷及COD的去除率最高,分别为42.96%、51.94%和52.91%,表明PFS+PAM复配使用可高效去除淀粉类废水水体中的总氮、总磷及COD,为后期各阶段处理缓解了压力。（3）监测期间,系统出水基本无固体悬浮物（Suspended Solids,SS）氨氮的平均浓度在0.46 mg/L,pH值稳定在7.898.21、总氮的平均去除率为98.58%,总磷、COD的平均去除率达99%以上。系统出水口主要污染物浓度达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中的Ⅴ类水排放标准,满足企业达标排放的要求。（4）对某速冻食品厂淀粉类废水不同处理阶段的水体进行PLFA分析发现:水体微生物结构发生变化,各处理阶段微生物群落具有显着差异,各种微生物菌群的PLFA含量及种类也有所不同。随着处理的进行,淀粉类废水中的污染物（总氮、总磷、COD等）逐渐降低,这与各处理阶段PLFA的含量呈现正相关关系。综上所述,絮凝沉淀与沉水植物联用对MBR一体化设备处理淀粉类废水有提升作用,“絮凝沉淀法预处理+厌氧好氧反应处理+MBR一体化+沉水植物生态沟渠净化处理”的组合工艺可作为依托企业淀粉类废水处理工艺升级改造的技术方案。
魏良良[10]（2019）在《SBR短程硝化反硝化工艺处理氨氮高盐废水的研究》文中认为氨氮作为一种污染物直接排入对水体危害极大,容易导致水中藻类的大量繁殖,破坏水环境平衡的同时对人体健康带来危害,因此国家的氨氮排水标准也日益严格。但在氨氮废水处理过程中常常遇到盐度很高的情况,因此如何在高盐环境下实现废水的脱氮成为一大难题。本研究采用SBR短程硝化反硝化工艺对氨氮高盐废水进行处理研究,分别对短程硝化反硝化的实现与氨氮高盐废水的处理进行具体分析,主要研究成果如下:启动前通过对全程硝化反硝化周期的DO、pH变化曲线进行分析,综合考虑DO突跃点与pH最低点最终确定曝气时间临界点为350min。采用限制曝气时间的启动方法,经过39天的启动,反应器实现了短程硝化反硝化,反应器NO2--N积累率达到65.86%,氨氮去除率在97%以上;对短程硝化反硝化优化实验表明,NO2--N积累率大体上随着pH的升高逐渐增大,在pH为8.2时NO2--N积累率达到最大为77.70%,氨氮去除率随着DO浓度的升高而逐渐增大,DO浓度为0.8mg/L时,反应器稳定后NO2--N积累率达到86.67%,认为DO浓度控制在0.8-1.0mg/L范围内有利于短程硝化工艺NH4+-N的去除与NO2--N的积累;氨氮去除率随着污泥龄的增加逐渐上升,将污泥龄控制在15d时的氨氮去除率能够达到94%以上,同时其NO2--N积累率能够逐渐上升至85.24%,因此将反应器的SRT确定为15d;温度的升高有利于反应器NO2--N的积累,综合经济性考虑,将反应器水温控制在26℃左右,将实验最优条件应用于反应器中运行20天后氨氮去除率稳定在95%以上,NO2--N最终稳定达到95%以上。采用逐步提升进水盐度梯度进水方式对已经得到的短程硝化反硝化工艺进行驯化,结果表明SBR反应器系统对4、7、10g/L盐浓度环境适应良好,各监测指标出去除率高,但当盐浓度达到15g/L时,系统受到一定抑制,各指标出水检测值升高,COD去除率下降到77%左右,氨氮去除率80%左右,TN去除率仅为64.5%,硝酸菌的活性接近于无。将最终的SBR短程硝化反硝化工艺用于处理模拟氨氮高盐废水,系统运行稳定后,氨氮去除率维持在90%以上。反应器运行稳定后TN去除率在88%左右,并对反应器的抗冲击能力进行测试,结果表明,20g/L的盐浓度冲击对氨氮去除率影响较小,但反硝化过程受到影响比较大,在30g/L的盐浓度冲击下,反应器受到一定的破坏且不易恢复,反应器对外界进水氨氮浓度的较大变化有很好的适应能力。
二、压力生化反应器处理有机废水研究（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、压力生化反应器处理有机废水研究（论文提纲范文）
（1）预处理-高负荷生化反应器-外置式膜生化反应器处理垃圾中转站渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 工艺原理、流程及简述 |
| 2.2 预处理单元 |
| 2.3 高负荷生化反应器单元 |
| 2.4 外置式MBR单元 |
| 3 结论 |
（2）餐厨垃圾/市政污泥/城市粪便联合厌氧消化沼液处理设计（论文提纲范文）
| 1 项目概况 |
| 2 废水水质特点 |
| ① 污染物成分复杂，水质波动较大 |
| ② 悬浮物浓度高 |
| ③ 有机物(COD、BOD5)浓度高 |
| ④ 营养比例失调 |
| ⑤ 盐分含量高，有一定量的油脂 |
| 3 工艺路线选择 |
| 4 工艺流程 |
| 5 工艺设计 |
| 5.1 预处理系统 |
| ① 缓冲池 |
| ② 气浮系统 |
| ③ 均衡池 |
| 5.2 外置式MBR系统 |
| ① 一级、二级反硝化池及硝化池 |
| ② MBR超滤系统 |
| ③ 冷却系统 |
| 5.3 纳滤系统 |
| 5.4 纳滤浓缩液处理系统 |
| 5.5 污泥处理系统 |
| 5.6 工艺设计特点 |
| 6 运行效果及运行成本 |
| 6.1 运行效果 |
| 6.2 运行成本 |
| 7 结论 |
（3）多级A/O VT-MBR组合工艺处理焦化废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 焦化废水处理技术及膜污染的研究 |
| 1.1 焦化废水的来源与危害 |
| 1.1.1 焦化废水的来源 |
| 1.1.2 焦化废水的危害 |
| 1.2 焦化废水处理技术与研究进展 |
| 1.2.1 预处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 深度处理技术 |
| 1.2.4 VTBR处理工艺 |
| 1.3 MBR膜污染研究进展 |
| 1.3.1 膜污染的机理及分类 |
| 1.3.2 膜污染的影响因素 |
| 1.3.3 膜污染的控制策略 |
| 1.4 课题研究的目的和内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试验装置及运行方式 |
| 2.1.2 实验用水及接种污泥 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 基础指标检测方法 |
| 2.2.2 膜污染特性分析 |
| 2.2.3 微生物群落分析 |
| 3 多级A/O VT-MBR组合工艺处理焦化废水的效果研究 |
| 3.1 实验装置与条件 |
| 3.2 反应器的启动及驯化 |
| 3.3 运行参数优化 |
| 3.3.1 曝气量对焦化废水处理效果的影响 |
| 3.3.2 回流比对焦化废水处理效果的影响 |
| 3.4 VT-MBR稳定阶段的运行特性 |
| 3.4.1 主要污染物的去除效果 |
| 3.4.2 溶解性有机物的变化 |
| 3.5 微生物群落结构分析 |
| 3.5.1 OUT聚类分析 |
| 3.5.2 微生物群落多样性分析 |
| 3.5.3 微生物群落结构分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 VT-MBR膜污染特性研究 |
| 4.1 实验装置与条件 |
| 4.2 膜污染情况 |
| 4.2.1 TMP变化曲线 |
| 4.2.2 膜污染阻力的变化 |
| 4.3 膜组件中污泥性质的变化 |
| 4.3.1 不同曝气量下EPS的变化 |
| 4.3.2 不同曝气量下SMP的变化 |
| 4.3.3 不同曝气量下污泥粒径的变化 |
| 4.3.4 不同曝气量下Zeta电位的变化 |
| 4.4 微生物代谢产物特性分析 |
| 4.4.1 红外光谱对膜污染物的分析 |
| 4.4.2 出水SMP有机物组成的三维荧光光谱分析 |
| 4.4.3 污泥上清液中SMP有机物组成的三维荧光光谱分析 |
| 4.5 膜清洗 |
| 4.5.1 清洗顺序对清洗效果的影响 |
| 4.5.2 辅助药剂对清洗效果的影响 |
| 4.6 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 |
（4）生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 难降解有机废水污染概述 |
| 1.2.1 难降解有机物污染现状 |
| 1.2.2 难降解有机废水处理技术 |
| 1.3 生物增强技术研究进展 |
| 1.4 零价铁生物铁技术 |
| 1.4.1 零价铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.2 零价铁生物铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.3 生物海绵铁体系研究现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 生物海绵铁体系生物强化效果验证 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 海绵铁的表征 |
| 2.2.3 有机物降解实验 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 海绵铁结构特征 |
| 2.3.2 生物海绵铁体系强化处理有机物性能 |
| 2.3.3 生物海绵铁体系微生物群落结构初探 |
| 2.4 小结 |
| 3 海绵铁投加量对生物海绵铁体系长期运行效果影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置与运行 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 海绵铁投加量对生物海绵铁体系降解环丙沙星效果的影响 |
| 3.3.2 海绵铁投加量对生物海绵铁体系Fenton-like效应影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物海绵铁体系中微生物形成演变 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 微生物测序 |
| 4.2.3 数据分析与绘图 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 同阶段运行中各反应器微生物群落特征 |
| 4.3.2 生物海绵铁体系在不同运行阶段微生物群落特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物海绵铁体系中微生物对铁的依赖性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验装置与运行 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 脱离海绵铁后强化微生物降解能力变化 |
| 5.3.2 脱离海绵铁后强化微生物Fenton-like效应变化 |
| 5.3.3 脱离海绵铁后强化微生物群落结构变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生物海绵铁体系作用机制探究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 海绵铁腐蚀实验 |
| 6.2.3 生物海绵铁体系降解CIP过程实验 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 海绵铁腐蚀特性 |
| 6.3.2 微生物、Fe(Ⅱ)、H_2O_2、·OH产生关系 |
| 6.3.3 SFe-M体系中作用贡献度分析 |
| 6.3.4 环丙沙星降解过程分析 |
| 6.3.5 生物海绵铁体系生物强化作用机制分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）基于IFAS-MBR工艺的典型PPCPs-土霉素处理技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 一、绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 抗生素污染现状 |
| 1.1.2 抗生素在水环境的迁移转化机制研究 |
| 1.2 四环素和土霉素的降解技术研究现状 |
| 1.2.1 生物类降解技术 |
| 1.2.2 非生物类降解技术 |
| 1.2.3 生物与非生物降解的过程比较 |
| 1.3 生物降解土霉素的缺点 |
| 1.4 膜生物反应器降解土霉素的可行研究 |
| 1.4.1 膜生物反应器发展现状 |
| 1.4.2 膜生物反应器优缺点分析 |
| 1.5 IFAS-MBR复合工艺降解土霉素的可行研究 |
| 1.5.1 移动床生物反应器工艺概述及发展历程 |
| 1.5.2 集成化固定膜活性污泥膜生物反应器工艺的发展 |
| 1.6 影响复合工艺的关键因素 |
| 1.7 研究对象与研究意义 |
| 1.8 研究内容与技术路线 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 主要创新点 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 二、实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料和设备 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 主要仪器和试剂 |
| 2.2 分析测定 |
| 2.2.1 常规指标检测 |
| 2.2.2 EPS和 SMP的分析方法 |
| 2.2.3 土霉素测定方法 |
| 2.2.4 膜污染情况分析 |
| 三、IFAS-MBR反应器处理自配原水的运行条件优化 |
| 3.1 填料填充比对COD及 NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 3.1.1 填料填充比对COD去除影响分析 |
| 3.1.2 填料填充比对NH_4~+-N去除影响分析 |
| 3.2 水力停留时间对COD及 NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 3.2.1 水力停留时间对COD去除影响分析 |
| 3.2.2 水力停留时间对NH_4~+-N去除影响分析 |
| 3.3 污泥停留时间对COD及 NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 3.3.1 污泥停留时间对COD去除影响分析 |
| 3.3.2 污泥停留时间对NH_4~+-N去除影响分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 四、IFAS-MBR反应器处理土霉素废水性能研究 |
| 4.1 水力停留时间对土霉素、COD及 NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 4.1.1 水力停留时间对土霉素去除影响分析 |
| 4.1.2 水力停留时间对COD去除影响分析 |
| 4.1.3 水力停留时间对NH_4~+-N去除影响分析 |
| 4.1.4 不同水力停留时间下EPS及 SMP浓度分析 |
| 4.2 污泥停留时间对土霉素、COD及 NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 4.2.1 污泥停留时间对土霉素去除影响分析 |
| 4.2.2 污泥停留时间对COD去除影响分析 |
| 4.2.3 水力停留时间对NH_4~+-N去除影响分析 |
| 4.2.4 不同污泥停留时间下EPS及 SMP浓度分析 |
| 4.3 土霉素的去除过程与机理分析 |
| 4.4 膜阻力分析与膜污染 |
| 4.4.1 IFAS-MBR反应器处理土霉素膜阻力分析 |
| 4.4.2 有关膜阻力的实验结论 |
| 4.4.3 IFAS-MBR反应器膜污染分析 |
| 4.4.4 有关膜污染实验结论 |
| 4.5 本章小结 |
| 五、结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 学位论文数据集 |
（6）可见光多相Fenton-A/O联合工艺处理电镀难降解有机物的研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 电镀废水中有机物的来源 |
| 1.3 电镀有机废水的危害 |
| 1.4 电镀有机废水的处理方法 |
| 1.4.1 泡沫分离法 |
| 1.4.2 吸附法 |
| 1.4.3 臭氧氧化法 |
| 1.4.4 微电解法 |
| 1.4.5 催化氧化法 |
| 1.4.6 过硫酸盐氧化法 |
| 1.4.7 生化法 |
| 1.5 多相Fenton的研究进展 |
| 1.5.1 Fenton反应催化机理 |
| 1.5.2 多相Fenton反应 |
| 1.6 厌氧/好氧(A/O)工艺 |
| 1.6.1 A/O工艺的简介 |
| 1.6.2 A/O工艺的应用 |
| 1.7 课题来源、意义及研究内容 |
| 1.7.1 课题的来源及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验原水来源及其基本水质 |
| 2.1.2 A/O装置中的活性污泥 |
| 2.2 试验药品与设备 |
| 2.2.1 试验药品 |
| 2.2.2 试验设备 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 电镀有机废水氧化预处理试验 |
| 2.3.2 电镀有机废水生化试验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 Fe_3O_4@TiO_2多相Fenton催化剂的表征方法 |
| 2.4.2 MLSS的测定方法 |
| 2.4.3 COD的测定方法 |
| 2.4.4 BOD_5的测定方法 |
| 2.4.5 H_2O_2浓度的标定方法 |
| 第三章 Fe_3O_4@TiO_2制备条件的优化与表征 |
| 3.1 Fe_3O_4@TiO_2多相芬顿催化剂的制备 |
| 3.1.1 Fe_3O_4的制备 |
| 3.1.2 TiO_2的制备 |
| 3.1.3 Fe_3O_4@TiO_2的制备 |
| 3.2 Fe_3O_4@TiO_2多相芬顿催化剂制备条件的优化 |
| 3.2.1 不同煅烧温度对Fe_3O_4@TiO_2催化活性的影响 |
| 3.2.2 不同煅烧时间对Fe_3O_4@TiO_2催化活性的影响 |
| 3.3 Fe_3O_4@TiO_2多相芬顿催化剂的表征 |
| 3.3.1 SEM、粒度和EDX分析 |
| 3.3.2 TEM分析 |
| 3.3.3 XRD分析 |
| 3.3.4 DRS分析 |
| 3.3.5 红外光谱分析 |
| 3.3.6 磁性能分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Fe_3O_4@TiO_2催化降解电镀除油废水的影响因素研究 |
| 4.1 不同催化体系的影响 |
| 4.2 反应体系初始pH的影响 |
| 4.3 反应体系初始H_2O_2浓度的影响 |
| 4.4 催化剂投加量的影响 |
| 4.5 Fe_3O_4@TiO_2的稳定性 |
| 4.6 反应动力学分析 |
| 4.6.1 反应体系溶液中不同初始pH分析 |
| 4.6.2 反应体系溶液中不同初始H_2O_2浓度分析 |
| 4.6.3 反应体系溶液中催化剂投加量分析 |
| 4.7 多途径降解机理探讨 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 A/O生物反应器的运行试验 |
| 5.1 A/O生物反应器的启动 |
| 5.1.1 启动阶段pH值的变化 |
| 5.1.2 启动阶段COD浓度的变化 |
| 5.1.3 启动阶段TN浓度的变化 |
| 5.2 A/O生物反应器的驯化 |
| 5.2.1 驯化阶段pH值的变化 |
| 5.2.2 驯化阶段COD浓度的变化 |
| 5.2.3 驯化阶段TN浓度的变化 |
| 5.3 反应器运行参数的优化试验 |
| 5.3.1 水力停留时间的优化 |
| 5.3.2 硝化液回流比的优化 |
| 5.3.3 溶解氧浓度的优化 |
| 5.3.4 污泥回流比的优化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（7）高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 选题的背景及意义 |
| 1.1.2 吸收法工艺概述 |
| 1.1.3 吸收尾液特征 |
| 1.2 吸收尾液处理方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.1.1 混凝沉淀法 |
| 1.2.1.2 高级氧化法 |
| 1.2.1.3 电化学法 |
| 1.2.1.4 光催化氧化法 |
| 1.2.2 生物化学法 |
| 1.2.2.1 好氧生物处理技术 |
| 1.2.2.2 厌氧生物处理技术 |
| 1.2.2.3 厌氧+好氧生物处理技术 |
| 1.2.3 物化生物组合法 |
| 1.3 实验室废气吸收液尾液调研 |
| 1.3.1 实验室废气处理 |
| 1.3.2 吸收液尾液来源及水量估算 |
| 1.3.3 排放标准 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 吸收尾液两种预处理工艺效果比较研究 |
| 2.1 实验原理 |
| 2.1.1 UV-Fenton实验原理 |
| 2.1.2 微电解-Fenton实验原理 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 UV-Fenton实验装置 |
| 2.2.2 微电解- Fenton实验装置 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 实验药剂仪器 |
| 2.3.2 实验水样 |
| 2.3.3 实验方法 |
| 2.3.3.1 UV-Fenton实验方法 |
| 2.3.3.2 微电解-Fenton实验方法 |
| 2.3.4 实验分析方法 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.4.1 UV-Fenton试验结果与分析 |
| 2.4.1.1 H_2O_2投加量对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.2 pH值对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.3 Fe~(2+)对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.4 紫外灯功率对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.5 最佳条件下出水B/C的提高 |
| 2.4.2 微电解-Fenton试验结果与分析 |
| 2.4.2.1 微电解反应时间影响研究 |
| 2.4.2.2 初始pH值影响研究 |
| 2.4.2.3 Fenton反应时间影响研究 |
| 2.4.2.4 H_2O_2投加量影响研究 |
| 2.4.2.5 最佳条件下出水B/C的提高 |
| 2.5 两种预处理效果比较 |
| 2.5.1 处理效果 |
| 2.5.2 处理费用 |
| 2.5.3 预处理工艺的确定 |
| 第3章 吸收尾液生化组合试验研究 |
| 3.0 实验目的 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂仪器 |
| 3.2.2 实验水样 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 实验分析方法 |
| 3.5 实验结果与分析 |
| 3.5.1 启动阶段反应器处理效果分析 |
| 3.5.2 有机负荷的影响 |
| 3.5.3 水力停留时间的影响 |
| 3.5.4 进水pH值的影响 |
| 3.5.5 回流比的影响 |
| 3.6 UASB-MBBR处理吸收尾液工艺分析 |
| 3.6.1 最佳运行工况处理效果 |
| 3.6.2 生化工艺运行参数确定 |
| 第4章 吸收尾液处理工艺设计 |
| 4.1 设计基础资料 |
| 4.1.1 设计原则 |
| 4.1.2 设计依据 |
| 4.1.3 设计水质水量 |
| 4.2 工艺流程 |
| 4.2.1 工艺流程说明 |
| 4.2.2 工艺设计流程图 |
| 4.3 处理工艺构筑物设计 |
| 4.3.1 调节池 |
| 4.3.2 竖流沉淀反应器 |
| 4.3.3 微电解反应器 |
| 4.3.4 Fenton氧化反应器 |
| 4.3.5 UASB反应器 |
| 4.3.6 MBBR反应器 |
| 4.4 污泥部分设计 |
| 4.5 加药系统设计 |
| 4.6 管道设计 |
| 4.7 构筑物高程简图 |
| 第5章 工艺主体构筑物设计图及设备选型 |
| 5.1 PH调节罐 |
| 5.1.1 设计图及说明 |
| 5.1.2 配套设备 |
| 5.2 微电解反应器与FENTON氧化反应器 |
| 5.2.1 设计图及说明 |
| 5.2.2 配套设备 |
| 5.3 生化组合池 |
| 5.3.1 设计图及说明 |
| 5.3.2 配置设备 |
| 5.4 加药系统 |
| 5.4.1 设计图及说明 |
| 5.4.2 配置设备 |
| 5.5 平面布置 |
| 第6章 工艺概算及工程效益 |
| 6.1 工程预算 |
| 6.1.1 估算依据 |
| 6.1.2 工程投资估算 |
| 6.1.3 运行成本分析 |
| 6.2 工程效益 |
| 总结与建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（8）多孔金属中空纤维膜的制备及其电化学降解罗丹明B的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 染料 |
| 1.1.2 染料废水问题的由来 |
| 1.2 染料废水处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 电化学技术 |
| 1.3.1 直接阳极电化学氧化技术 |
| 1.3.2 间接阳极电化学氧化技术 |
| 1.3.3 阳极氧化技术中的阳极材料 |
| 1.3.4 电芬顿技术 |
| 1.4 金属中空纤维膜 |
| 1.4.1 金属中空纤维膜的基本介绍 |
| 1.4.2 金属中空纤维膜的制备 |
| 1.4.3 金属中空纤维膜的应用 |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 意义 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 实验设计与方法 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 电极材料制备 |
| 2.3 催化剂表征 |
| 2.3.1 热重分析TGA |
| 2.3.2 扫描电镜SEM和能谱分析EDS |
| 2.3.3 X射线晶体衍射分析XRD |
| 2.3.4 孔径分布测试 |
| 2.3.5 方块电阻测量 |
| 2.3.6 通量测量 |
| 2.3.7 机械强度测量 |
| 2.4 物质浓度测量方法 |
| 2.4.1 RhB浓度的测量 |
| 2.4.2 过氧化氢浓度的测量 |
| 2.5 催化剂电化学性能测试 |
| 2.5.1 循环伏安法CV |
| 2.5.2 线性伏安扫描法LSV |
| 2.5.3 RhB的电化学氧化 |
| 2.5.4 阳极氧化溶出试验 |
| 第三章 多孔Ti C/Ti中空纤维膜阳极氧化法降解Rh B |
| 3.1 概述 |
| 3.2 电极的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Ti Green Bodies的 TGA测试 |
| 3.3.2 金属中空纤维膜SEM图 |
| 3.3.3 金属中空纤维膜XRD图谱 |
| 3.3.4 金属中空纤维膜的结构性质分析 |
| 3.3.5 金属中空纤维膜的电催化活性和稳定性 |
| 3.3.6 机理探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 多孔镍中空纤维膜电芬顿法降解RhB |
| 4.1 概述 |
| 4.2 电极的制备 |
| 4.3 电化学实验 |
| 4.3.1 线性伏安扫描法LSV |
| 4.3.2 过氧化氢累积实验 |
| 4.3.3 电芬顿法降解RhB |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 SEM图 |
| 4.4.2 孔结构分析 |
| 4.4.3 LSV图 |
| 4.4.4 过氧化氢累积实验 |
| 4.4.5 电芬顿降解 |
| 4.4.6 机理探究 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 致谢 |
| 答辩委员会对论文的评语 |
（9）絮凝沉淀与沉水植物对MBR一体化设备处理淀粉类废水功效的提升作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 MBR简介 |
| 1.1.1 MBR的概念及原理 |
| 1.1.2 MBR的分类及特点 |
| 1.2 淀粉类废水的来源、特点及危害 |
| 1.2.1 淀粉类废水的来源 |
| 1.2.2 淀粉类废水的特点 |
| 1.2.3 淀粉类废水的危害 |
| 1.3 淀粉类废水处理技术研究进展 |
| 1.3.1 絮凝沉淀法 |
| 1.3.2 气浮处理法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 人工湿地中沉水植物应用概况 |
| 1.4.1 沉水植物的概念及功能 |
| 1.4.2 沉水植物应用概况 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 研究目的及意义 |
| 2.2 研究背景 |
| 2.2.1 企业概况 |
| 2.2.2 企业废水处理现状 |
| 2.2.3 企业废水处理设备运行存在的问题 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 材料及方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试废水 |
| 3.1.2 供试絮凝剂 |
| 3.1.3 供试植物 |
| 3.1.4 实验试剂 |
| 3.1.5 实验器材 |
| 3.2 实验设计与处理 |
| 3.2.1 某速冻食品厂废水处理设备运行现状及水质排放问题调研 |
| 3.2.2 不同絮凝剂的处理与效果 |
| 3.2.3 最优絮凝剂处理废水的影响因素 |
| 3.2.4 升级改造工艺在废水处理中的应用效果 |
| 3.2.5 废水处理过程中的微生物群落结构变化 |
| 3.3 测定项目分析方法 |
| 3.3.1 水质指标测定方法 |
| 3.3.2 磷脂脂肪酸(PLFA)分析微生物群落结构 |
| 3.4 数据分析 |
| 第4章 结果与分析 |
| 4.1 某速冻食品厂废水处理设备运行现状及水质排放问题及解决方案 |
| 4.1.1 废水处理工艺流程升级改造图 |
| 4.1.2 工艺设计思路 |
| 4.1.3 各增加项主要构筑物设计 |
| 4.2 不同絮凝剂对淀粉类废水的处理效果 |
| 4.2.1 相同实验条件下各处理组去除淀粉类废水中总氮效果比较 |
| 4.2.2 相同实验条件下各处理组去除淀粉类废水中总磷效果比较 |
| 4.2.3 相同实验条件下各处理组去除淀粉类废水中COD效果比较 |
| 4.2.4 相同实验条件下各处理组絮凝沉淀物质量比较 |
| 4.2.5 小结与讨论 |
| 4.3 最优絮凝剂处理淀粉类废水的影响因素 |
| 4.3.1 投加量对PFS+PAM复配处理去除淀粉类废水总氮、总磷、COD效果的影响 |
| 4.3.2 初始pH值对PFS+PAM复配处理去除淀粉类废水总氮、总磷、COD效果的影响 |
| 4.3.3 温度对PFS+PAM复配处理去除淀粉类废水总氮、总磷、COD效果的影响 |
| 4.3.4 小结与讨论 |
| 4.4 升级改造工艺在淀粉类废水处理中的应用效果 |
| 4.4.1 对废水pH值监测 |
| 4.4.2 对总氮的去除效果 |
| 4.4.3 对总磷的去除效果 |
| 4.4.4 对COD的去除效果 |
| 4.4.5 小结与讨论 |
| 4.5 淀粉类废水处理过程中的微生物群落结构变化 |
| 4.5.1 微生物总生物量及群落结构变化 |
| 4.5.2 微生物群落结构 |
| 4.5.3 小结与讨论 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本文创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）SBR短程硝化反硝化工艺处理氨氮高盐废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.2 含盐废水处理技术及研究现状 |
| 1.2.1 物化法处理技术 |
| 1.2.2 生物法处理技术 |
| 1.3 废水脱氮技术与发展 |
| 1.3.1 物理化学法脱氮技术 |
| 1.3.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.3.3 新型生物脱氮工艺 |
| 1.4 短程硝化反硝化工艺研究现状 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容及特色 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验用水水质 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 试验检测方法与项目 |
| 2.4 实验药剂和分析仪器 |
| 2.4.1 实验药剂 |
| 2.4.2 实验分析仪器 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 SBR短程硝化反硝化的启动实验 |
| 2.5.2 SBR短程硝化反硝化工艺参数优化实验 |
| 2.5.3 短程硝化反硝化工艺下的盐度驯化实验 |
| 2.5.4 SBR稳定系统抗冲击负荷的能力实验研究 |
| 第3章 SBR短程硝化反硝化的启动实验 |
| 3.1 短程硝化反硝化的启动研究 |
| 3.1.1 全程硝化反硝化的驯化 |
| 3.1.2 限制曝气时间点的确定 |
| 3.1.3 短程硝化反硝化启动方式 |
| 3.2 短程硝化反硝化的启动过程分析 |
| 3.2.1 SBR启动阶段COD变化 |
| 3.2.2 SBR启动阶段NH4+-N变化分析 |
| 3.2.3 启动阶段三氮变化比较分析 |
| 3.2.4 三氮周期变化过程分析 |
| 3.3 启动期间污泥变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 短程硝化反硝化工艺参数优化实验 |
| 4.1 pH对短程硝化反硝化的影响 |
| 4.1.1 不同pH条件对NH4+-N去除率影响 |
| 4.1.2 不同pH下对亚硝氮积累率影响 |
| 4.1.3 运行pH值参数的优化 |
| 4.2 DO对短程硝化反硝化的影响 |
| 4.2.1 DO浓度对氨氮去除率影响 |
| 4.2.2 不同DO浓度对亚硝氮的影响 |
| 4.2.3 反应器运行DO参数的优化 |
| 4.3 污泥龄(SRT)对短程硝化影响 |
| 4.4 温度对短程硝化过程的影响研究 |
| 4.5 多参数优化后短程硝化反硝化运行效果 |
| 4.5.1 优化后氨氮去除率变化 |
| 4.5.2 优化后硝酸盐变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 短程硝化反硝化工艺处理高氨氮含盐废水实验 |
| 5.1 SBR反应器对盐度的驯化实验 |
| 5.1.1 驯化方法 |
| 5.1.2 驯化期间COD去除率的变化 |
| 5.1.3 驯化期间氨氮、总氮去除率变化情况 |
| 5.1.4 盐度对NO_2~--N积累率的变化影响 |
| 5.2 短程硝化反硝化处理高氨氮含盐废水运行研究 |
| 5.3 反应器抗冲击负荷研究 |
| 5.3.1 盐度冲击负荷对反应器的影响 |
| 5.3.2 进水氨氮浓度冲击负荷对反应器的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 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 |
四、压力生化反应器处理有机废水研究（论文参考文献）
- [1]预处理-高负荷生化反应器-外置式膜生化反应器处理垃圾中转站渗滤液的研究[J]. 闫镇枭,韩颖,刘明旺,周迪,叶朵. 广东化工, 2022(06)
- [2]餐厨垃圾/市政污泥/城市粪便联合厌氧消化沼液处理设计[J]. 李义烁,梁远,颜莹莹,胡啸,李雪怡,刘迪,马嘉蔚. 中国给水排水, 2021(14)
- [3]多级A/O VT-MBR组合工艺处理焦化废水的研究[D]. 陈江林. 大连理工大学, 2021(01)
- [4]生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究[D]. 谢慧娜. 兰州交通大学, 2021(01)
- [5]基于IFAS-MBR工艺的典型PPCPs-土霉素处理技术研究[D]. 曾俊. 北京交通大学, 2020(03)
- [6]可见光多相Fenton-A/O联合工艺处理电镀难降解有机物的研究[D]. 杨楠. 北京化工大学, 2020
- [7]高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究[D]. 何茂林. 扬州大学, 2020(04)
- [8]多孔金属中空纤维膜的制备及其电化学降解罗丹明B的性能研究[D]. 邹坚涛. 华南理工大学, 2020(02)
- [9]絮凝沉淀与沉水植物对MBR一体化设备处理淀粉类废水功效的提升作用[D]. 程丹韵. 西南大学, 2020(01)
- [10]SBR短程硝化反硝化工艺处理氨氮高盐废水的研究[D]. 魏良良. 南昌大学, 2019(02)