一、采用高浓度污泥法提高生化处理能力（论文文献综述）
郝润秋,李亮,滕厚开,赵培江,付春明,张成凯,郝亚超,周立山[1]（2022）在《环流生化反应器法处理超高浓度炼化污水试验》文中研究指明高浓度炼化污水中污染物浓度很高,且含有抑制微生物活性或者毒性的物质如酚类、醛类等,无法用传统生化法处理。本试验考察了环流生化反应器处理该污水的效果,主要考察CODCr和氨氮的去除效果、活性污泥的沉降性能及装置的抗冲击性。结果表明,CODCr去除率约为90%,氨氮去除率达到94%以上,短时间进水波动超过20%左右时,恢复正常后出水可在2～3 d恢复到原水平。该装置解决了因为生物抑制性或者毒性大的污染物浓度高导致的无法生化处理的问题,且相比其他处理方法成本更低、污泥负荷更高、处理效率更快,作为预处理方法出水可生化性不受影响等。
赵兰辉[2]（2021）在《化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究》文中认为化工园区废水中含有大量有毒有害难降解污染物,其中的1,2-二氯乙烷常因处置不当逃逸到环境之中,对生态和人体健康造成重大危害。本文基于某化工园区污水厂治理高浓度1,2-二氯乙烷废水的实际需求,选取生物处理技术和芬顿氧化技术对其展开降解研究,具有重要的工业应用前景。本文采用经驯化的污泥处理目标废水,出水1,2-二氯乙烷浓度<0.02mg/L,降解率>99.9%。污泥驯化使菌群结构发生改变,在极大提高1,2-二氯乙烷降解效能的同时具有与原污泥同等的COD和TOC去除效果,其微生物群落多样性同样得到较好保持;菌属Thauera和SM1A02为驯化污泥中优势菌属,与1,2-二氯乙烷快速降解密切相关。芬顿氧化法在废水初始pH=3,H2O2初始浓度20mmol/L,Fe2+初始投加量20mmol/L,反应时间60min时,1,2-二氯乙烷去除率最高为88.0%,TOC去除率为79.0%。研究表明,活性污泥法和芬顿氧化法均可作为化工园区污水厂治理高浓度1,2-二氯乙烷废水选择方案。
陆静怡[3]（2021）在《大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究》文中研究表明石化行业是我国的基础产业之一,为工农业、人民的生产生活及经济的发展提供了能源保障。石化仓储清罐清舱废水主要包括企业定期清洗油库收集、储存石油的油罐及运输船舱的清洗废水,从前石化仓储没有专门设置处理此类废水的设施,部分废水可能不经处理便排入河湖或城市污水管网,但随着国家对环境保护的愈加重视,此类清罐清舱废水亟需得到有效处理。石化仓储清罐清舱废水具有浓度高、成分复杂、水量波动大,难以直接使用传统的生化法来进行处理等特点。本研究以中化仓储清罐清舱废水为对象,结合实际水质特征,进行废水处理可行性实验研究。通过技术筛选,本课题采用加压溶气气浮+Fenton氧化+厌氧生物膜+SBR组合工艺处理石化仓储清罐清舱废水。研究中通过考察破乳剂投加量、进水pH值、反应时长对气浮降解COD效果的影响,确定气浮的最佳反应工况;通过考察初始pH、H2O2/COD（质量比）、H2O2/Fe2+（摩尔比）、反应温度和反应时长对Fenton氧化降解COD效果的影响,确定Fenton氧化工艺最佳工况;考察溶液初始pH和反应时长对新型金属催化剂催化臭氧氧化降解COD效果的影响;通过对比Fenton氧化工艺和臭氧催化氧化工艺处理气浮出水的各方面优缺点,选择更优的Fenton氧化工艺为本研究的处理工艺;采用厌氧生物膜法和SBR法作为生物处理工艺,研究两种工艺对Fenton氧化出水COD的降解情况。通过研究,得出主要结论如下:（1）通过多次试验研究并结合实际水质特点,形成的加压溶气气浮+Fenton氧化+厌氧生物膜+SBR组合工艺,对此类大型石化仓储清罐清舱废水具有良好的处理效果。废水进水COD浓度28000～38000 mg/L,处理后最终出水COD剩余浓度320～400 mg/L,达到《污水综合排放标准》（GB8978-1996）三级标准。（2）结合石化仓储清罐清舱废水油类物质较多的特点,选择气浮工艺作为第一步处理工艺,对此类废水有较好的处理效果,COD去除率可达52.54%。当气浮进水pH为7.0、破乳剂投加量为0.8 ml/L,控制溶气压力为0.4 Mpa、溶气水流量100 mL/min时,反应90 min后气浮处理效果最佳,COD去除率达到52.54%,同时B/C由原水的0.052经气浮后提升至0.105,但可生化性仍小于0.3,难以进行生物降解;（3）针对废水难降解物质多、难以直接进行生物处理的特点,选择高级氧化法对气浮出水进行处理,在对比Fenton氧化工艺和臭氧催化氧化工艺在最佳工况条件下的实验结果后,选择Fenton氧化工艺处理气浮出水,当进水pH为4.0、H2O2/COD（质量比）=1:1、H2O2/Fe2+（摩尔比）=10:1、反应温度为40℃时,反应120 min后,Fenton氧化反应COD剩余浓度最低,COD去除率达到最高64.1%。酸性条件下尤其是pH为4.0时COD去除率较高是因为Fenton反应在酸性环境中产生·OH,使氧化反应成为主导反应;但pH值过低会导致H2O2的稳定性升高,减缓H2O2的分解速率和·OH产生的速率,同时过多的H+会捕捉·OH结合生成H2O,抑制Fe3+还原成Fe2+,阻碍Fe2+的催化再生,不利于氧化反应的进行;而当pH值升高至中性或碱性时,Fe2+无法催化H2O2产生·OH,同时溶液中的Fe2+和Fe3+生成氢氧化物沉淀,失去催化能力,从而影响Fenton反应降解COD的能力。当H2O2/COD（质量比）=1:1时Fenton氧化反应效果最好,因为H2O2投加量较少时,产生的·OH量少,不足以氧化水中全部有机物,使COD无法有效降解;而过量的H2O2会与羟基自由基·OH结合,产生水和化学反应性比·OH低很多的HO2.,导致Fenton反应的氧化能力降低。H2O2/Fe2+（摩尔比）=10:1时Fenton氧化效果最佳,因为当Fe2+浓度较低时,H2O2催化产生的·OH浓度较低,水中污染物不能完全被有效的氧化分解,导致COD剩余浓度偏高;但当H2O2/Fe2+（摩尔比）过高时,过量的Fe2+会与·OH发生反应,导致·OH浓度降低,影响COD的去除率。反应温度为40℃时Fenton氧化降解COD效果最佳,当反应温度由20℃升高至40℃,反应活化能和反应速率提高,COD去除率提高;当反应温度继续升高时,H2O2会热分解成H2O和O2,使芬顿反应不能进行完全,从而阻碍反应的进行。在新型复合金属催化剂催化臭氧氧化的实验中,当pH=9、反应时长为120min时,COD去除率达到50.02%,在反应达到60 min时,废水颜色基本褪至透明无色。废水中存在部分简单有机物,在臭氧催化氧化0～40 min实验初期阶段,易被O3或产生的·OH快速降解矿化,因此COD剩余浓度下降较快;40～120 min实验中期,易被氧化降解的有机物基本被降解完全,此时·OH或O3开始对余下的有机物进行氧化分解,但未能使其完全矿化为CO2,依然留在水体中,因此COD剩余浓度下降趋势逐渐减缓;反应进行120min后,COD剩余浓度和去除率变化幅度不大。臭氧催化氧化反应在碱性条件下效果明显,但若初始pH过高时,存在的OH-数量过大,产生的·OH过多,过量的·OH极易发生淬灭反应,并不能全部参与到有机物的降解矿化反应中去,因此过高的pH对于臭氧催化氧化并非一定存在提升作用,反而有可能弱化臭氧催化氧化效果。在COD降解方面,Fenton氧化工艺处理效果略优于臭氧催化氧化;在反应时长方面,反应进行120 min左右Fenton氧化工艺与臭氧催化氧化工艺均可达到较好的处理效果;在废水脱色方面,臭氧催化氧化略优于Fenton氧化工艺,臭氧催化氧化过程中可明显观察到废水颜色的褪除,在60min时基本褪至透明无色;在提高可生化性方面,两种方法差别不大,均生成具有强氧化性的羟基自由基·OH,能够提高出水的可生化性。综合各方面因素,最终选择Fenton氧化工艺处理气浮出水。（4）考察采用厌氧生物膜法加序批式活性污泥法（SBR）对气浮加芬顿氧化工艺出水进行处理的效果,厌氧生物膜COD去除率为50.51%,SBR法COD平均去除率可达86.95%,最终出水COD剩余浓度320～400mg/L。考察厌氧生物膜工艺降解COD的效果时,进水pH控制在6.5～7.5范围内,外加一定量的硝酸钠,反应柱运行温度控制在（30±1.0）℃,水力停留时间HRT设定为48h,厌氧生物膜反应柱出水COD浓度在2500～3000 mg/L,平均COD去除率为50.51%。考察SBR工艺处理厌氧生物膜出水时,当控制进水pH为7.0～8.0、运行温度为15～30℃、污泥沉降比为30～40%时,出水较为清亮,水质较稳定,出水COD剩余浓度320～400mg/L,平均剩余浓度约为356.4 mg/L,COD平均去除率可达86.95%。
闫升[4]（2021）在《甲基苯并三氮唑生产废水处理工艺研究》文中研究说明本论文以白银市某化工企业甲基苯并三氮唑生产废水为研究对象,针对该废水具有高含盐量、高CODCr、可生化性低、属于胶体废水的特点,采用混凝沉淀、芬顿（Fenton）氧化及其组合工艺开展预处理实验研究。论文主要包括以下内容:（1）混凝沉淀单因素实验和正交实验结果表明,硫酸亚铁对废水CODCr去除效果最佳;p H、混凝剂投加量和快速搅拌速度均对废水的混凝沉淀过程产生影响;当p H=4,硫酸亚铁投加量为4 g/L,快速搅拌速度为150 r/min时,混凝沉淀对废水中CODCr的去除效率最佳,为44.27%。EDS能谱和红外光谱（FT-IR）分析混凝沉淀污泥发现,废水中的邻甲苯二胺和甲基苯并三氮唑钠被有效沉降。（2）Fenton氧化单因素实验和正交实验结果表明,最佳因素组合为:初始p H为3.5,H2O2投加量为65 m L/L,n（H2O2）:n(Fe2+)为45:1,反应时间为60 min;此时,废水CODCr去除率最高达84.28%。Fenton氧化反应过程遵循三级动力学。（3）对混凝沉淀-Fenton氧化组合工艺处理甲基苯并三氮唑生产废水进行实验研究和成本分析,结果表明,组合工艺的最佳反应条件为:H2O2投加量为35m L/L（投加方式为1次投加）,反应时间为60 min;混凝沉淀-Fenton氧化组合工艺具有协同效应,混凝沉淀出水含有稳定的Fe2+,p H为3.51左右,为Fenton氧化提供了良好的反应条件,其对甲基苯并三氮唑生产废水的处理效果明显优于Fenton氧化单一工艺,对原水的B/C值提升更明显,出水B/C值是原水的5.75倍。组合工艺相较于Fenton氧化工艺更经济实用,可节省49.45元/（m3废水）。（4）通过冷却结晶工序处理得到的硫酸钠可满足《工业无水硫酸钠》（GB/T6009-2014）中的相关要求,提出的混凝沉淀-Fenton氧化工艺可以非常高效地去除甲基苯并三氮唑生产废水中的污染物,对实现废盐减量化具有重要意义。
宋吉[5]（2020）在《基于MBBR工艺的某生活污水处理厂的优化设计》文中提出MBBR生物处理工艺,其全称为移动床生物膜反应器（moving bed bio-film reactor,以下简称MBBR工艺）,作为当下最具研究热点的污水处理工艺之一,不仅综合了传统的生物膜和活性污泥方法,而且具有下列特点:对有机物处理负荷较高;曝气池的容积相对较小,结构简单,降低了建设成本及运营管理费用;该工艺的剩余污泥产生量较低,降低了后续污泥处理工作难度;MBBR工艺使用颗粒状悬浮生物填料,填料挂膜效率高、处理效果好、使用寿命长且不需另建填料支架,可直接投入生化处理池使用,在提高处理效率的同时有效减少经济支出,便于维护和管理。因此,该工艺凭借特有的优势,可在未来的污水处理领域占据一席之地。本次课题采用实验室试验与工程设计相结合的方式,对MBBR工艺在实际应用方面进行深度研究,通过小试试验和实际工程研究,可以得出下列主要结论:（1）在适宜曝气量及水力停留时间情况下,填料投放量是影响MBBR工艺处理效果的重要参数。全面评估试验所达到的处理效果,同时兼顾成本问题,最终得出填料的最佳投放量为20%。（2）通过小试试验得到的最佳投放量对实际工程进行提标改造,经过向好氧池投加悬浮填料的手段改造后,COD指标的出水浓度在30mg/L以下,氨氮指标的出水浓度在1mg/L以下,反应器的最佳水力停留时间由6h缩短至5h。（3）利用MBBR工艺升级改造后,与活性污泥法相比,COD去除率上升20%左右,氨氮的去除率上升30%左右,且MBBR工艺具有操作过程简单、运行维护管理容易、无需扩建池容等优点。
高艳娟[6]（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》文中提出含氮杂环化合物（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。
张玉秀[7]（2020）在《焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价》文中指出污水处理厂在处理污水的同时,会产生一定程度的二次污染:一方面是处理工艺中搅拌、曝气等操作和蒸发的作用,有毒的挥发性有机物（VOCs）从污水中逸散到空气中,造成空气污染;另一方面,活性污泥中吸附并富集了部分有毒有害污染物,如重金属与疏水性多环芳烃化合物,成为二次污染物。由此而言,污水处理厂既是污染治理单位,又是污染产生单位。污水处理过程中的二次污染问题比如挥发性有机物的去除和逸散有待解决,并在健康风险评价和环境污染评价的基础上认识其危害。以往的研究专注于城市污水处理厂中恶臭污染物的排放,没有对工业废水尤其是焦化废水进行研究与讨论,迄今为止,焦化废水处理过程中挥发性有机物的排放特征和规律尚未了解。本论文基于焦化废水生物处理工艺（A/O/O）中水相、气相中VOCs的分布特征,首次估算了我国焦化废水处理行业的VOCs排放当量和总排放量,评估了焦化废水处理过程中VOCs排放产生的健康风险、环境污染的程度,指出长期在焦化废水处理工程现场的工作人员存在癌症和非癌症风险,明确了在焦化废水处理过程中VOCs在水相、大气环境和活性污泥中的分配行为以及VOCs的去向,讨论了VOCs排放的影响因素,提出了原位污染控制的对策,减少VOCs的排放。本论文结论如下:（1）通过焦化废水A/O/O工艺处理过程中VOCs在水相和气相的分布特征,估算焦化废水处理行业VOCs的排放量,研究发现:在各处理单元中共检测出17种气态VOCs,主要是苯系物、卤代烃和氯代苯化合物;在逸散的VOCs中,苯的浓度最高,达180.49μg m-3;气态VOCs的浓度范围为28.56-857.86μg m-3,大小顺序为:原水池>厌氧池>脱氨塔>前段好氧池>后段好氧池>外排池,与工艺特征有关;该焦化废水处理厂VOCs的总排放速率为1773.42 g d-1,可估算VOCs的年排放量为0.65 t,排放当量为1.18 g m-3,根据中国每年产生约3.4×108 m3焦化废水量,可估算焦化废水处理行业VOCs的年排放量约为402 t。（2）根据VOCs在气相、水相、污泥相的浓度水平、分配行为和传质过程的研究发现:在各相中苯系物浓度之间以及它们与总苯系物浓度之间存在显着相关性;随着废水的处理,废水中COD、TOC逐渐降低,VOCs水相浓度逐渐降低,VOCs气相浓度也降低;焦化废水中总苯系物的浓度达397.19μg L-1,水相中苯系物浓度随着工艺的处理呈现下降趋势。VOCs的归趋主要包括挥发、污泥吸附、生物降解、随出水外排等4种途径,苯系物进水总质量负荷为594.30 g d-1,出水排放为66.47 g d-1（占11.18%）,随外排污泥去除的有123.28 g d-1（占20.74%）,挥发、降解共占68.07%,苯系物的总去除率为88.82%。废水处理过程中VOCs排放的影响因素有水相VOCs浓度、曝气量、VOCs的物理化学性质、水温、停留时间等。原位污染控制对策有尽量减少曝气量、对高负荷排量处理单元加盖密封并收集处理、提高处理效率以降低废水中VOCs浓度等,实现VOCs的减排。（3）采用最大增量反应性法（MIR）估算臭氧生成潜势（OFP）,采用SOAP法估算了二次气溶胶生成潜势。数据表明,废水处理区的平均OFP水平(1136.27±154.11μg m-3)高于WHO提出的100μg m-3的空气质量指南,对臭氧生成贡献最大的6种化合物是间二甲苯（36.0%）、甲苯（20.8%）、对二甲苯（13.5%）、邻二甲苯（10.6%）、苯乙烯（6.8%）和苯（5.3%）。所排放的气态VOCs中,对二次有机气溶胶生成贡献最大的6种分别是苯乙烯、苯、甲苯、间二甲苯、对二甲苯和邻二甲苯。（4）评估了焦化废水处理单元中VOCs的排放引起的健康风险。在各个废水处理单元中,与气态VOCs相关的致癌风险在3.0×10-5-7.8×10-4之间,高于美国环保局推荐的公众可接受的健康风险水平(1×10-6);原水池逸散的苯系物引起的非致癌风险最高,苯的非癌风险HR为3.008,超过1,存在确定的非癌症风险。由健康风险评价结果可知,长期在焦化废水处理厂工作的员工存在苯的暴露风险,包括癌症风险和非癌风险。
程婷婷[8]（2020）在《赣江流域膜生物反应器处理船舶生活污水研究》文中提出随着我国的经济不断发展,交通运输行业也不断地变强,目前我国的铁路和公路的投资不断变为饱和,我国开始将投资的目光转向水运。伴随着水运基础设施建设的增强,必会带动我国航运市场的不断发展。当下国家倡导绿色发展,我国人民的生态环保意识亦普遍增强。船舶的航行对水体会造成污染,特别是船舶生活污水对周围水环境的污染问题逐渐受到越来越多的重视和关注。2019年9月,在党中央、国务院印发的《交通强国建设纲要》中,明确要严格执行国家和地方污染物控制标准及船舶排放要求,这将船舶生活污水的处理提高到更高更严格层面。本文从水环境污染及保护出发,详细分析了船舶生活污水的来源及特点,研究分析了国内船舶污水处理的现状,探索了传统船舶污水处理方法的优缺点;针对现有方法的不足,改进船舶用膜生物反应器Membrane Bio-reactor（MBR）,论证在处理船舶生活污水处理中引入膜生物技术的必要性和实用性。对江西省内河航运及水运污染状况进行调查和分析,根据赣江船舶污水的特点利用膜生物反应设备对船舶生活污水进行处理,对其处理效果进行研究。MBR反应器对CODcr的处理能力效果显着,初始期CODcr的平均消除率就达到85%左右,稳定期CODcr的平均消除率达到了 95%。实验数据表明膜生物可以取代传统的好氧生物处理中的二次沉淀池,提高悬浮物的去除效率,改善出水水质;利用膜分离技术对生物池内的大分子有机物和细菌进行截留、隔离,使之充分与污泥接触,可使排放出的污水达到IMO对船舶生活污水排放的新要求。本文的研究成果可为江西省内河水域船舶污水处理提供理论依据,为国内其他水域船舶生活污水处理提供有益参考,具有一定的指导意义。
周克钊,周敉,岳全辉,王超[9]（2020）在《BC高浓度活性污泥法小型污水处理装置运行试验》文中研究指明BC高浓度活性污泥法的小型污水处理装置,成功实现了高浓度活性污泥法的生产性运行,为高浓度活性污泥的推广应用,打开了广阔的前景。结果表明,在生化停留时间为11h时,出水总氮低于10mg/L,碳源不足也无须补充,可以稳定维持高浓度活性污泥,运行成本较低,工程总投资较低。
杜昭[10]（2020）在《含PVA印染退浆废水处理工艺研究》文中进行了进一步梳理聚乙烯醇（PVA）是一种水溶性高分子有机聚合物,通常很难被微生物降解。由于近年来该化合物在工业生产中的使用越来越多,部分PVA废水排入水体,产生了严重的环境污染问题。因此,如何对含PVA的废水进行有效处理是目前亟待解决的问题。由于PVA是典型的难降解有机物,生物降解性差,传统的生化处理工艺难以取得满意的处理效果,一般的物理化学处理工艺对COD的去除率也很低。为了有效降解PVA,提高其生物降解性,采用铁碳-Fenton耦合氧化法对PVA进行处理,对影响PVA降解效果的主要因素进行了详细研究,并对PVA的降解机理进行了初步讨论。主要研究内容和成果如下:（1）通过正交试验和单因素优化试验,确定了铁碳-Fenton耦合氧化降解含高浓度PVA退浆废水的最佳条件,即p H值为2,Fe/C投加量为8g/L,Fe/C质量比为2:1,H2O2投加量为8 m L/L,耦合时间节点为30 min,耦合反应时长为90min。在此条件下,COD去除率达到74.1%,BOD5/COD值从0.075上升到0.32,废水的可生化性得到了明显的改善,为后续的生物处理创造了条件。（2）通过对正交实验结果的分析,得出结论,各因素对PVA氧化降解的影响大小顺序是:p H>Fe/C投加量>H2O2投加量>Fe/C质量比,即在所选定的影响因素中,p H是影响COD去除率最主要的因素,且p H对实验具有显着性影响。保证适宜的p H有利于铁碳微电解过程中亚铁离子的产生,为Fenton阶段催化H2O2提供催化剂,使整个过程得到较好的COD去除率,是确保工艺过程良好的关键条件。（3）运用活性污泥法对含高浓度PVA废水,稀释过的原废水和经Fe/C和芬顿耦合氧化的废水进行活性污泥氧化处理。结果表明,废水经铁碳和芬顿耦合氧化之后,废水中PVA被降解成易被微生物利用的物质,废水可生物降解性升高,降低了该废水后续生物处理的难度和负荷。（4）运用凝胶渗透色谱、紫外光谱和GC-MS技术初步研究了PVA的降解机理,推导出PVA被耦合反应氧化降解假设途径。铁碳微电解过程中产生还原性[H]有助于PVA解体,把大分子PVA降解为短链节的低分子量的多元醇;耦合反应开始时Fe2+与H2O2形成Fenton试剂,产生羟基自由基·OH,多元醇在活性[H]和·OH的共同作用下生成甲基丙烯酸正辛酯。
二、采用高浓度污泥法提高生化处理能力（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、采用高浓度污泥法提高生化处理能力（论文提纲范文）
（1）环流生化反应器法处理超高浓度炼化污水试验（论文提纲范文）
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 试验装置 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 监测指标及分析方法 |
| 2 试验结果与讨论 |
| 2.1 水质GC-MS分析 |
| 2.2 CODCr的去除效果 |
| 2.3 出水BOD5的去除效果 |
| 2.4 氨氮的去除效果 |
| 2.5 其他水质指标的变化 |
| 3 结论 |
（2）化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和内容 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 化工废水 |
| 2.1.1 化工废水概述 |
| 2.1.2 化工废水处理技术 |
| 2.2 氯代烃类污染物的危害和处理技术 |
| 2.2.1 氯代烃类污染物的危害 |
| 2.2.2 氯代烃类污染物的处理技术 |
| 2.3 典型氯代烃类污染物1,2-二氯乙烷的危害和处理技术 |
| 2.3.1 我国1,2-二氯乙烷的污染现状 |
| 2.3.2 1,2-二氯乙烷的危害 |
| 2.3.3 1,2-二氯乙烷的处理技术 |
| 2.4 活性污泥法处理难降解有机污染物 |
| 2.4.1 生物处理技术特征 |
| 2.4.2 生物处理技术应用 |
| 2.4.3 高通量测序技术 |
| 2.5 芬顿氧化法处理难降解有机污染物 |
| 2.5.1 芬顿反应原理 |
| 2.5.2 芬顿反应分类 |
| 2.5.3 芬顿反应应用 |
| 第3章 实验材料、实验仪器、实验装置与分析方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验仪器与装置 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 化学需氧量(COD)的测定 |
| 3.3.2 总有机碳(TOC)的测定 |
| 3.3.3 pH值的测定 |
| 3.3.4 过氧化氢浓度的测定 |
| 3.3.5 铁离子浓度的测定 |
| 3.3.6 1,2-二氯乙烷浓度的测定 |
| 3.3.7 活性污泥性能指标的测定 |
| 3.3.8 微生物群落多样性的测定 |
| 第4章 1,2-二氯乙烷毒性及生物降解可行性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 高浓度1,2-二氯乙烷溶液配制方法 |
| 4.2.2 活性污泥耗氧抑制实验方法 |
| 4.2.3 硝化抑制实验方法 |
| 4.2.4 反硝化抑制实验方法 |
| 4.2.5 活性污泥生物降解实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 活性污泥耗氧抑制实验 |
| 4.3.2 硝化抑制实验 |
| 4.3.3 反硝化抑制实验 |
| 4.3.4 活性污泥生物降解实验 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 1,2-二氯乙烷降解污泥强化培养研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验内容 |
| 5.2.1 1,2-二氯乙烷降解污泥强化培养方法 |
| 5.2.2 1,2-二氯乙烷去除方式实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 活性污泥对1,2-二氯乙烷降解效能的变化 |
| 5.3.2 活性污泥对COD和TOC降解效能的变化 |
| 5.3.3 活性污泥性能指标的变化 |
| 5.3.4 活性污泥微生物形态的变化 |
| 5.3.5 1,2-二氯乙烷去除方式研究 |
| 5.3.6 驯化污泥对实际废水处理效果分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 微生物群落多样性组成分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验内容 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 OTU划分和分类鉴定结果统计 |
| 6.3.2 物种组成热图分析 |
| 6.3.3 α-指数分析 |
| 6.3.4 Rank-abundance曲线 |
| 6.3.5 主坐标(PCoA)分析 |
| 6.3.6 主成分(PCA)分析 |
| 6.3.7 微生物门水平物种组成分析 |
| 6.3.8 微生物属水平物种组成分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 芬顿氧化法降解1,2-二氯乙烷研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验内容 |
| 7.2.1 芬顿氧化实验方法 |
| 7.2.2 自由基捕获实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 H_2O_2初始浓度对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.2 Fe~(2+)初始投加量对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.3 初始pH值对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.4 自由基捕获实验 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 综述 |
| 1.2.1 石化仓储清罐清舱废水处理现状 |
| 1.2.2 物理处理法 |
| 1.2.3 物化处理法 |
| 1.2.4 化学处理法 |
| 1.2.5 生物处理法 |
| 1.2.6 组合工艺 |
| 1.3 课题的提出 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 实验分析方法与处理工艺筛选 |
| 2.1 实验分析及计算方法 |
| 2.1.1 COD测定方法 |
| 2.1.2 可生化性(B/C)测定方法 |
| 2.1.3 其他水质分析项目及分析方法 |
| 2.2 处理工艺筛选 |
| 2.2.1 处理工艺选择原则 |
| 2.2.2 工艺筛选 |
| 第3章 气浮-Fenton氧化与气浮-臭氧催化氧化处理工艺效果比较研究 |
| 3.1 实验装置及材料 |
| 3.1.1 实验试剂及材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验装置 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 气浮实验主要内容 |
| 3.2.2 Fenton氧化实验主要内容 |
| 3.2.3 臭氧催化氧化实验主要内容 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 破乳剂投加量对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.2 反应时长对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.3 pH值对气浮效果影响的研究 |
| 3.3.4 pH值对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.5 H_2O_2/COD(质量比)对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.6 H_2O_2/Fe~(2+)(摩尔比)对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.7 反应温度与反应时长对Fenton反应COD去除率影响的研究 |
| 3.3.8 pH值与反应时长对臭氧催化氧化COD去除率影响的研究 |
| 3.3.9 各阶段处理水可生化性B/C比分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 后续生物处理工艺降解COD的性能研究 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 实验内容与用水 |
| 4.2.1 实验内容 |
| 4.2.2 实验用水 |
| 4.3 生化处理系统启动与运行 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 水力停留时间对厌氧生物膜处理法降解COD的影响 |
| 4.4.2 序批式活性污泥法(SBR)处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 工程设计方案 |
| 5.1 设计依据及原则 |
| 5.1.1 设计标准及依据 |
| 5.1.2 设计原则 |
| 5.2 污水水质水量及排放标准 |
| 5.2.1 进水水质水量 |
| 5.2.2 设计出水水质 |
| 5.3 工艺方案论证 |
| 5.3.1 污染物的去除机理 |
| 5.3.2 工艺选择 |
| 5.4 工程设计 |
| 5.4.1 设计工艺流程简图 |
| 5.4.2 设计工艺单元去除率分析表 |
| 5.4.3 设计工艺流程简述 |
| 5.4.4 工艺单体设计 |
| 5.5 运行成本分析 |
| 5.5.1 电费 |
| 5.5.2 药剂费 |
| 5.5.3 人工费 |
| 5.5.4 污泥处置费 |
| 5.5.5 设备维修费 |
| 5.5.6 费用合计 |
| 5.5.7 平面图及高程图 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）甲基苯并三氮唑生产废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 难降解化工废水治理概述 |
| 1.2.1 物化法 |
| 1.2.2 生化法 |
| 1.2.3 难降解化工废水治理现状 |
| 1.3 甲基苯并三氮唑生产废水治理概述 |
| 1.4 混凝沉淀概述 |
| 1.4.1 混凝沉淀反应原理 |
| 1.4.2 混凝沉淀在废水预处理中的应用 |
| 1.5 Fenton氧化概述 |
| 1.5.1 Fenton氧化反应原理 |
| 1.5.2 Fenton氧化在废水预处理中的应用 |
| 1.6 研究内容、创新点与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究创新点 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.1.3 废水来源与水质特征 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 混凝沉淀预处理实验方法 |
| 2.2.2 Fenton氧化预处理实验方法 |
| 2.2.3 混凝沉淀-Fenton氧化组合工艺预处理实验方法 |
| 2.3 实验指标测定及分析方法 |
| 2.4 表征分析方法及原理 |
| 第三章 混凝沉淀实验 |
| 3.1 单因素实验 |
| 3.1.1 混凝剂种类对COD_(Cr)去除效果的影响 |
| 3.1.2 pH对 COD_(Cr)去除效果的影响 |
| 3.1.3 混凝剂投加量对COD_(Cr)去除效果的影响 |
| 3.1.4 快速搅拌速度对COD_(Cr)处理效果的影响 |
| 3.2 正交实验 |
| 3.2.1 正交实验设计 |
| 3.2.2 直观分析结果 |
| 3.2.3 正交实验的方差设计 |
| 3.3 混凝沉淀污泥研究 |
| 3.3.1 混凝沉淀污泥EDS能谱分析 |
| 3.3.2 混凝沉淀污泥FT-IR分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Fenton氧化实验 |
| 4.1 单因素实验 |
| 4.1.1 H_2O_2投加量对COD_(Cr)处理效果的影响 |
| 4.1.2 初始pH对 COD_(Cr)处理效果的影响 |
| 4.1.3 n(H_2O_2):n(Fe~(2+))对COD_(Cr)处理效果的影响 |
| 4.1.4 反应时间对COD_(Cr)去除效率的影响 |
| 4.2 正交实验 |
| 4.2.1 正交实验设计 |
| 4.2.2 直观分析结果 |
| 4.2.3 正交实验的方差设计 |
| 4.3 反应动力学实验 |
| 4.3.1 动力学反应级数确定 |
| 4.3.2 建立动力学模型 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 混凝沉淀-Fenton氧化组合工艺实验 |
| 5.1 单因素实验 |
| 5.1.1 H_2O_2投加量对组合工艺去除COD_(Cr)的影响 |
| 5.1.2 反应时间对组合工艺去除COD_(Cr)效率的影响 |
| 5.1.3 H_2O_2投加次数对处理效果的影响 |
| 5.2 组合工艺与Fenton氧化单一工艺污染物去除效果比较 |
| 5.2.1 COD_(Cr)、氨氮去除效果比较 |
| 5.2.2 可生化性变化 |
| 5.2.3 各体系出水紫外光谱分析比较 |
| 5.3 组合工艺与Fenton氧化单一工艺成本比较 |
| 5.4 综合预处理工艺介绍 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（5）基于MBBR工艺的某生活污水处理厂的优化设计（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水污染现状 |
| 1.2.1 水污染的主要来源 |
| 1.2.2 水污染的危害 |
| 1.2.3 水污染现状 |
| 1.3 城市污水处理工艺现状 |
| 1.3.1 活性污泥法 |
| 1.3.2 生物膜法 |
| 1.3.3 移动床生物膜反应器的应用现状 |
| 1.4 研究内容、目的与意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的与意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 小试试验 |
| 2.1 试验厂区概况 |
| 2.2 试验仪器与试剂 |
| 2.3 试验装置 |
| 2.4 悬浮填料与试验用水 |
| 2.4.1 悬浮填料 |
| 2.4.2 试验用水 |
| 2.5 测定指标与测定方法 |
| 2.6 活性污泥驯化 |
| 2.6.1 活性污泥培养驯化 |
| 2.6.2 活性污泥驯化过程中MLSS、SV值 |
| 2.6.3 活性污泥法最佳水力停留时间 |
| 2.7 悬浮填料投加量对COD、氨氮去除率的影响 |
| 2.7.1 悬浮填料投加量的不同对COD去除效果的影响 |
| 2.7.2 悬浮填料投加量的不同对氨氮去除效果的影响 |
| 2.7.3 基于COD、氨氮的去除率对悬浮填料投加量的分析 |
| 2.8 悬浮填料对水力停留时间的影响 |
| 2.9 实际工程提标改造 |
| 2.10 本章小结 |
| 第三章 “MBBR+A/O”工艺设计 |
| 3.1 工艺流程确定 |
| 3.2 工艺流程分析 |
| 3.3 各构筑物选型及设计计算 |
| 3.3.1 中格栅选型及计算 |
| 3.3.2 调节池 |
| 3.3.3 提升泵 |
| 3.3.4 旋流沉砂池 |
| 3.3.5 MBBR主体工艺 |
| 3.3.6 竖流沉淀池 |
| 3.3.7 纤维转盘滤池 |
| 3.3.8 纤维转盘缓冲池 |
| 3.3.9 消毒池 |
| 3.3.10 贮泥池 |
| 3.3.11 污泥脱水设备 |
| 3.3.12 附属构筑物及附属设备 |
| 3.4 构筑物尺寸一览表 |
| 3.5 设备一览表 |
| 3.6 高程计算 |
| 3.6.1 水头损失 |
| 3.6.2 标高计算 |
| 第四章 投资估算 |
| 4.1 估算依据 |
| 4.2 土建工程投资估算 |
| 4.3 设备、材料投资估算 |
| 4.4 运行成本估算 |
| 4.5 投资估算汇总 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（6）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 |
（7）焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 焦化废水的来源和特征 |
| 1.2.1 焦化废水的来源 |
| 1.2.2 焦化废水的特征 |
| 1.2.3 焦化废水的危害 |
| 1.3 VOCs的特点和排放 |
| 1.3.1 VOCs的定义 |
| 1.3.2 VOCs的种类和性质 |
| 1.3.3 VOCs的危害 |
| 1.3.4 VOCs的排放源 |
| 1.3.5 VOCs的排放规范 |
| 1.4 废水处理厂中的VOCs |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 废水中VOCs的采集和测定方法 |
| 1.4.3 液面上VOCs气体的采集和测定方法 |
| 1.5 焦化废水处理技术及工艺 |
| 1.5.1 预处理技术 |
| 1.5.2 生物处理技术 |
| 1.6 选题意义和研究内容 |
| 1.6.1 选题意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究思路 |
| 第2章 焦化废水处理工艺运行情况和特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 焦化废水处理厂 |
| 2.2.1 基本情况 |
| 2.2.2 工艺流程 |
| 2.2.3 工程设计参数和构筑物参数 |
| 2.3 A/O/O工艺处理过程 |
| 2.3.1 预处理阶段 |
| 2.3.2 生物处理阶段 |
| 2.4 各阶段水质特征 |
| 2.4.1 样品采集 |
| 2.4.2 水质分析检测 |
| 2.4.3 水质特征分析 |
| 第3章 焦化废水处理过程水相VOCs特征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器、试剂材料 |
| 3.2.2 采样方法 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水相中苯系物的分布 |
| 3.3.2 污泥中苯系物的含量 |
| 3.3.3 苯系物的去除效果 |
| 3.3.4 苯系物浓度的相关性 |
| 3.3.5 水相苯系物、COD和 TOC的浓度变化 |
| 3.3.6 水相和污泥相中苯系物的相关性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 焦化废水处理过程气态VOCs分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分和方法 |
| 4.2.1 仪器、试剂材料 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 排放速率的计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 气态 VOCs 的分布特征 |
| 4.3.2 VOCs浓度之间的相关性 |
| 4.3.3 气态VOCs与 COD、TOC之间的关系 |
| 4.3.4 气相和水相中苯系物的相关性 |
| 4.3.5 理论恶臭浓度 |
| 4.3.6 排放速率的估算 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 焦化废水处理过程中 VOCs 的气液传质 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 理论基础 |
| 5.2.1 双膜理论 |
| 5.2.2 双阻力模型 |
| 5.2.3 去除机制 |
| 5.2.4 污染物的传质通量 |
| 5.3 国内外研究情况 |
| 5.4 影响VOCs排放的因素 |
| 5.4.1 有机污染物的环境行为 |
| 5.4.2 物理化学性质的影响 |
| 5.4.3 有机物浓度的影响 |
| 5.4.4 处理工艺的影响 |
| 5.5 质量平衡分析 |
| 5.5.1 质量平衡分析方法 |
| 5.5.2 质量平衡分析结果 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 VOCs排放的健康风险评价和污染评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 毒性和污染评价方法 |
| 6.2.1 挥发性有机物的毒性 |
| 6.2.2 癌症风险评价方法 |
| 6.2.3 非癌症风险评价方法 |
| 6.2.4 臭氧生成潜势的计算方法 |
| 6.2.5 二次气溶胶形成潜势 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 癌症风险评价 |
| 6.3.2 非癌症风险评价 |
| 6.3.3 臭氧生成潜势 |
| 6.3.4 二次气溶胶生成潜势 |
| 6.3.5 污染控制对策建议 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 不足之处 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）赣江流域膜生物反应器处理船舶生活污水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 船舶生活污水来源及组成特点 |
| 1.1.1 船舶生活污水的来源 |
| 1.1.2 船舶生活污水组成及特性 |
| 1.1.3 船舶生活污水对环境的危害 |
| 1.2 船舶生活污水的处理方法 |
| 1.2.1 无排放型 |
| 1.2.2 排放型 |
| 1.3 国内外关于船舶使用MBR处理技术的研究现状 |
| 1.3.1 国外关于船舶使用MBR处理技术的研究现状 |
| 1.3.2 我国关于船舶使用MBR处理技术的研究现状 |
| 1.3.3 MBR未来的研究重点 |
| 1.4 研究内容 |
| 2 MBR膜的特性分类、组合方式及技术特点 |
| 2.1 MBR膜的特性及分类 |
| 2.1.1 板框式膜组件 |
| 2.1.2 管式膜组件 |
| 2.1.3 卷式膜组件 |
| 2.1.4 毛细管式膜组件 |
| 2.1.5 中空纤维式膜组件 |
| 2.2 MBR组合方式及技术特点 |
| 2.2.1 分离式MBR |
| 2.2.2 一体式MBR |
| 2.2.3 复合式MBR |
| 2.2.4 MBR工艺的特点 |
| 2.2.5 MBR膜的污染及清洗 |
| 3 赣江航运及水污染状况调查 |
| 3.1 赣江内河航运现状 |
| 3.1.1 航道 |
| 3.1.2 港口分布 |
| 3.1.3 赣江航行船舶状况 |
| 3.2 赣江水污染的现状 |
| 3.3 对南昌船舶密集停泊区水样的采集与分析 |
| 3.3.1 采集样品 |
| 3.3.2 赣江南昌段船舶密集区的水化学指标 |
| 3.4 对取水区域水质不达标的原因分析 |
| 3.5 船舶生活污水 |
| 3.5.1 船舶生活污水的定义 |
| 3.5.2 船舶生活污水特征 |
| 3.5.3 船上生活污水排放量的计算 |
| 3.5.4 船舶生活污水的危害 |
| 3.5.5 船舶生活污水的处理方法 |
| 4 MBR处理船舶生活污水的研究 |
| 4.1 实验装置与方法 |
| 4.1.1 实验装置 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 实验结果及分析 |
| 4.1.4 处理船舶污水实验 |
| 4.2 处理机理 |
| 4.3 船用MBR的结构工艺设计 |
| 4.3.1 生物反应器的设计参数确定 |
| 4.3.2 设计计算 |
| 4.3.3 MBR池容积负荷计算校验 |
| 4.3.4 进水要求 |
| 4.3.5 船用MBR膜组件的选择 |
| 4.4 污泥设计 |
| 4.4.1 要求 |
| 4.4.2 泥量计算 |
| 4.4.3 污泥处理流程 |
| 5 MBR在内河船舶上的应用 |
| 5.1 内河船舶产生的生活污水 |
| 5.1.1 船舶上污水种类 |
| 5.1.2 排放要求 |
| 5.2 内河船舶防污管理要求 |
| 5.2.1 证书要求 |
| 5.2.2 文书要求 |
| 5.2.3 设备要求 |
| 5.2.4 排放要求 |
| 5.2.5 处置要求 |
| 5.3 船舶上应用MBR处理生活污水的试验研究 |
| 5.3.1 污泥的培养 |
| 5.3.2 活性污泥的驯化 |
| 5.4 MBR处理技术在船舶上应用的改进 |
| 5.4.1 MBR与序批式反应器(SBR)相结合 |
| 5.4.2 MBR与升流式厌氧滤床(AUBF)相结合 |
| 5.4.3 氧化沟工艺(OD)与MBR工艺相结合 |
| 5.4.4 MBR与高效生物反应器(HCR)相结合 |
| 5.5 结语 |
| 6 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）BC高浓度活性污泥法小型污水处理装置运行试验（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 装置概况 |
| 1.1 处理工艺 |
| 1.2 平面布置和工艺流程 |
| 1.3 处理要求、运行模式与设计规模 |
| 1.3.1 处理要求 |
| 1.3.2 运行模式 |
| 2 运行试验结果 |
| 2.1 运行参数 |
| 2.2 生化参数 |
| 2.3 处理效果 |
| 2.3.1 进出水水质 |
| 2.3.2 总氮去除率 |
| 3 结论 |
| 3.1 BC高浓度活性污泥法的出水可以稳定达到准Ⅳ类标准要求 |
| 3.2 BC高浓度活性污泥法可以稳定高浓度活性污泥 |
| 3.3 BC高浓度活性污泥法的运行成本较低 |
| 3.4 BC高浓度活性污泥法的设备总投资较低 |
（10）含PVA印染退浆废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 印染退浆废水现状 |
| 1.2.1 印染生产工艺 |
| 1.2.2 印染废水的来源及主要污染成分 |
| 1.2.3 印染废水的主要特点 |
| 1.2.4 印染废水的主要危害 |
| 1.3 聚乙烯醇概述 |
| 1.3.1 聚乙烯醇的性质简介 |
| 1.3.2 聚乙烯醇的物理性质 |
| 1.3.3 聚乙烯醇的化学性质 |
| 1.3.4 聚乙烯醇的命名方法 |
| 1.3.5 聚乙烯醇的溶解方法 |
| 1.3.6 聚乙烯醇的适用领域 |
| 1.4 退浆废水简介 |
| 1.4.1 退浆废水的产生与特点 |
| 1.4.2 退浆废水的影响 |
| 1.4.3 退浆废水的处理现状 |
| 1.4.3.1 生物法 |
| 1.4.3.2 物理化学法 |
| 1.4.3.3 高级氧化法 |
| 1.5 铁碳微电解法处理染料废水的研究现状 |
| 1.5.1 铁碳微电解法概述 |
| 1.5.2 铁碳微电解法反应基本原理 |
| 1.5.3 铁碳微电解工艺的研究现状 |
| 1.5.3.1 铁碳微电解法的研究进展 |
| 1.5.3.2 铁碳微电解法工艺的性质 |
| 1.5.3.3 铁碳微电解法的优缺点 |
| 1.6 Fenton法处理印染废水的研究现状 |
| 1.6.1 Fenton试剂与类Fenton试剂法 |
| 1.6.2 Fenton反应处理废水中的作用 |
| 1.6.3 Fenton高级氧化技术表现的特性 |
| 1.6.4 Fenton氧化法处理染料废水的研究 |
| 1.6.5 Fenton反应与其它方法结合用于染料降解的研究进展 |
| 1.6.5.1 Fenton氧化法与混凝法结合进行染料降解 |
| 1.6.5.2 引入其它物质促进Fenton氧化反应处理染料废水 |
| 1.6.6 Fenton反应处理染料废水存在的问题与发展趋势 |
| 1.7 铁碳微电解-Fenton组合工艺的技术研究 |
| 1.7.1 铁碳微电解-Fenton联合工艺的技术研究 |
| 1.7.2 微电解-Fenton耦合工艺的技术研究 |
| 1.8 本论文研究的主要内容、目的与意义 |
| 1.8.1 本论文研究的目的及主要内容 |
| 1.8.2 本论文研究的意义与创新 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 印染退浆废水来源与性质 |
| 2.2 实验试剂和仪器 |
| 2.2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实验前的准备 |
| 2.3.2 实验装置及实验步骤 |
| 2.4 实验结果的测试方法 |
| 2.4.1 PVA的测定 |
| 2.4.2 COD的测定 |
| 2.4.3 BOD的测定 |
| 2.4.4 TOC的测定 |
| 2.4.5 气质联用(GC-MS) |
| 2.5 本章小结 |
| 3 铁碳微电解-Fenton耦合工艺实验研究 |
| 3.1 铁碳微电解-Fenton耦合工艺正交实验研究 |
| 3.1.1 正交实验考查的影响因素 |
| 3.1.2 正交实验的因素与水平 |
| 3.1.3 正交实验的结果 |
| 3.1.4 正交实验结果的分析 |
| 3.1.4.1 试验结果与极差分析 |
| 3.1.4.2 正交试验结果的方差分析 |
| 3.2 铁碳微电解-Fenton耦合工艺单因素优化实验研究 |
| 3.2.1 体系p H值对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.2 铁碳填料投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.3 双氧水投加量对COD和 PVA去除率的影响 |
| 3.2.4 铁碳比对CODCr和PVA去除率的影响 |
| 3.2.5 耦合时间节点的影响 |
| 3.2.6 耦合反应时间的影响 |
| 3.3 活性污泥法验证废水可生化性的提高 |
| 3.3.1 印染废水可生化性的评价 |
| 3.3.2 活性污泥法 |
| 3.3.3 活性污泥法实验方法 |
| 3.4 优化条件下的去除效果 |
| 3.5 工艺对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 PVA的耦合氧化机理研究 |
| 4.1 PVA溶液的配制及性质 |
| 4.2 根据表观参数的变化推断耦合反应过程中PVA的变化途径 |
| 4.3 分子量分布的测定 |
| 4.4 紫外-可见吸收光谱 |
| 4.5 中间产物的GC-MS分析 |
| 4.6 假设PVA的耦合氧化途径 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
四、采用高浓度污泥法提高生化处理能力（论文参考文献）
- [1]环流生化反应器法处理超高浓度炼化污水试验[J]. 郝润秋,李亮,滕厚开,赵培江,付春明,张成凯,郝亚超,周立山. 净水技术, 2022(01)
- [2]化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究[D]. 赵兰辉. 华东理工大学, 2021(08)
- [3]大型石化仓储清罐清舱废水处理工艺研究[D]. 陆静怡. 扬州大学, 2021(08)
- [4]甲基苯并三氮唑生产废水处理工艺研究[D]. 闫升. 兰州大学, 2021(09)
- [5]基于MBBR工艺的某生活污水处理厂的优化设计[D]. 宋吉. 沈阳农业大学, 2020(05)
- [6]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)
- [7]焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价[D]. 张玉秀. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020
- [8]赣江流域膜生物反应器处理船舶生活污水研究[D]. 程婷婷. 大连海事大学, 2020(04)
- [9]BC高浓度活性污泥法小型污水处理装置运行试验[J]. 周克钊,周敉,岳全辉,王超. 给水排水, 2020(S1)
- [10]含PVA印染退浆废水处理工艺研究[D]. 杜昭. 郑州大学, 2020(03)