一、高浓度氨氮废水脱氮效果影响因素分析（论文文献综述）
苏昊[1]（2021）在《稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制》文中研究说明离子型稀土开采过程中使用了大量硫酸铵作为浸矿剂,这导致废弃稀土矿中产生了大量含稀土元素的矿山氨氮废水。目前稀土矿山废水处理中广泛应用的硝化/反硝化工艺面临脱氮效率不足和运行成本高昂的问题,迫切需要研发新型高效节能生物脱氮工艺。短程硝化/厌氧氨氧化工艺被认为是目前最具前景的生物脱氮工艺。考虑到废水中稀土对生物氮转化过程的潜在影响,本研究着重探究了稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及作用机制。本研究的主要结论如下:（1）研发了一种新型pH-DO控制策略。应用此策略,15天内实现了短程硝化的快速启动,长期运行阶段（58天）的亚硝酸盐积累率（NAR）和氨氮去除率（ANR）分别为97.33%±0.5%和97.76%±1.1%。降低进水氨氮后NAR和ANR基本维持不变表明此策略下工艺能够抵抗波动水质的冲击。细菌竞争动力学分析证实了此策略对功能菌AOB的高效富集和对竞争菌的选择性淘汰。（2）采用批量实验确定了稀土元素（La（Ⅲ））对短程硝化过程的短期影响及其作用机制。实验结果表明进水La（Ⅲ）高于20 mg/L时氨氧化速率（AOR）开始受到显着抑制。电感耦合等离子光谱（ICP）、污泥形貌和能谱分析证实La（Ⅲ）对AOB的毒性机制主要为限制氨氧化过程相关酶的合成、破坏EPS原有功能和抑制功能菌生长。激光共聚焦扫描显微镜（CLSM）、红外光谱（FTIR）和二维相关光谱进一步揭示了功能菌对La（Ⅲ）的抵抗机制:增强主动运输阻止La（Ⅲ）进入细胞和利用β-多糖和β-多糖-蛋白复合物将La（Ⅲ）转化为氧化镧（La203）及镧纳米颗粒。（3）通过长期影响实验探究了稀土元素（La（Ⅲ））对短程硝化过程的长期累积效应,并确定添加1～5 mg/L的La（Ⅲ）显着降低了工艺的效能参数（NAR）。三维荧光光谱（EEM）、FTIR光谱分析表明此浓度下La（Ⅲ）的长期胁迫不仅改变了胞外聚合物（EPS）组分,而且对EPS组分和关键官能团造成了不可恢复的影响。高通量测序表明0～2.5 mg/L的La（Ⅲ）同时促进了功能菌亚硝化单胞菌属和主要竞争菌硝化螺菌的生长,而且显着削弱了 pH-DO控制策略对NOB活性的抑制作用。代谢通路分析表明,细菌通过加强聚糖等生物大分子的产生来抵抗La（Ⅲ）的生物毒性。（4）通过长期影响实验探究了稀土元素（La（Ⅲ））对厌氧氨氧化过程的长期累积效应,并确定La（Ⅲ）在低于10 mg/L时对厌氧氨氧化工艺的脱氮效能（NRE）具有冲击效应,而在高于10 mg/L时会引起工艺的崩溃（NRE为24.25±0.35%）。高通量测序表明在<5 mg/L的La（Ⅲ）引起了新优势功能菌（Anammoxoglobus）的显着增加（由0.02%至9.76%）,而0.5-10 mg/L的La（Ⅲ）均抑制了原优势功能菌（Kuenenia）的生长。高于10 mg/L的La（Ⅲ）的长期胁迫显着降低了氮代谢、甲烷代谢和细菌磷酸转移酶系统等关键代谢通路基因的表达,从而引起了厌氧氨氧化细菌的大量凋亡。网络分析表明协作细菌的缺失限制了新优势功能菌的脱氮性能,La（Ⅲ）引起的丙酸盐积累是导致优势功能菌改变的主要原因。
王开乐[2]（2021）在《剩余污泥作为反硝化外加碳源的制备及应用》文中提出氨氮是引发水体富营养化和水环境污染的重要污染物,同时,它能够转化成亚硝酸盐及硝酸盐直接威胁人类健康。随着石化等工业的迅速发展和人们生活质量的日益提高,城市污水、垃圾渗滤液中氨氮的浓度急剧上升,这使得污水处理工艺对于此类废水的处理常常受制于反硝化阶段的碳源不足问题,影响出水指标。与此同时,剩余污泥作为城市污水处理厂运行的必然产物,其产量也在逐年增加。剩余污泥中含有大量的未稳定的有机物,针对此类有机物的资源化利用无疑会给污泥的减量化处置带来实际意义。结合以上两方面的需求,本文采取以碱解剩余污泥的方式制备反硝化补充碳源,并探索反硝化过程的最佳参数条件,最后补充碳源应用于实际合成氨废水的处理,具体工作如下:本文首先探究了以污泥碱解上清液作为反硝化碳源的可行性,通过序批式反硝化实验分别比较了利用碱解液与常用外加碳源（甲醇和葡萄糖）的脱氮效果。实验结果显示,低碳氮比条件下,碱解液在反应后期的体系内仍有剩余,可以继续为反硝化微生物提供能源物质进行硝酸盐的去除。在单因素实验下,与葡萄糖和甲醇相比,碱解液作为碳源时,体系的反硝化速率分别提高25.3%和23.7%。同时,该条件下反硝化体系内NO2--N的积累最不明显,反应结束时体系内基本无NO2--N。在验证出碱解液作为反硝化碳源的可行性后,本文以序批式实验探索以污泥碱解液为碳源进行反硝化脱氮作用的最佳运行参数。优化结果为C/N=5.5,初始p H=8,反应温度T=35℃,HRT=5 h。此条件下NO3--N基本去除,NO2--N无积累,体系脱氮效果较为理想。最后,本文将污泥碱解液用于A/O工艺处理实际的低C/N比合成氨废水。碱解液以稀释方式于厌氧段加入,投加量控制在进水C/N=5.5左右。A/O工艺连续运行,结果显示出水TN<15 mg/L,NH4+-N<5 mg/L,NOx--N基本无积累,出水氮素指标均达到国家一级A排放标准。反应器运行前后的污泥微生物群落分析结果显示,反应器运行稳定后,厌氧段污泥以脱氮功能菌JTB255＿marine＿benthic＿group、Truepera、Hydrogenophaga和SM1A02等为优势菌群。本文通过实验证实了以剩余污泥碱解液用于实际低C/N比合成氨废水处理的可行性与有效性,为此类废水的节约化处理和剩余污泥的资源化处置提供了有力支撑。
李彬娟[3]（2021）在《部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究》文中指出为了开发经济高效的低浓度氨氮废水处理工艺,本研究首先分别在序批式活性污泥反应器（SBR）以及连续式生物滤柱反应器中探究了部分亚硝化工艺的启动和运行参数;然后在连续式厌氧氨氧化生物滤柱反应器中（CABR）探究了经部分亚硝化工艺处理的低浓度含氮废水的启动策略和脱氮性能,以期为两段式部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺处理低浓度氨氮废水提供技术支撑。论文主要研究结果以及结论如下:（1）采用SBR维持进水NH4+-N浓度150±5 mg/L条件下,通过间歇曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅19 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段SBR平均出水NH4+-N与NO2--N浓度分别为66.49和63.17 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值维持在0.84～1.05,平均NO2--N积累率（NAR）高达93.25%。当降低进水NH4+-N浓度至75±5 mg/L时,间歇曝气和连续曝气模式下,平均出水NAR分别为95.40%和95.04%,均可稳定地实现部分亚硝化。（2）进行部分亚硝化的SBR,进水NH4+-N降低至60±5 mg/L时,当水温从32℃梯度降温至27℃和22℃时,随着水温的降低,平均NAR由85.80%降至61.01%和30.45%,表明温度的降低不利于部分亚硝化的进行。（3）维持部分亚硝化生物滤柱反应器（PNBR）进水NH4+-N浓度为105±5mg/L,在HRT为4 h时,采取连续曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅12 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段平均出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为44.24和54.78 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值为0.98～1.37,平均NAR高达99.14%。但当进水NH4+-N降为60±5 mg/L时,HRT缩短为2 h和1 h时,平均NAR分别为99.26%和10.08%。（4）维持PNBR进水NH4+-N浓度为60±5 mg/L,在HRT为1 h下添加1mmo L/L氯酸钾,当水温从30℃梯度降温至25℃和20℃时,随着温度的降低,平均NAR由75.57%升高至82.89%和85.23%,表明添加1 mmo L/L氯酸钾时,梯度降温（30℃→25℃→20℃）并不会影响部分亚硝化性能。（5）CABR重启阶段,控制进水NH4+-N和NO2--N分别为50±3和50±3mg/L,通过逐级缩短HRT的启动策略,进水NLR从0.29提高至2.43 kg-N/（m3·d）仅需21 d,且出水TN浓度小于15 mg/L。运行阶段降低进水NH4+-N和NO2--N分别为28±2和28±2 mg/L,逐步缩短CABR的HRT至20 min,此时NLR为4.20±0.10 kg-N/（m3·d）,稳定阶段TN平均去除率稳定在86.33%;当HRT为20 min时,继续降低反应器水温至25℃,稳定阶段TN平均去除率仍可稳定在86.42%。（6）CABR沿程水质测定结果显示,厌氧氨氧化作用主要发生在反应器0～20cm区段,其颗粒污泥和生物膜的生物量浓度分别为17.41和8.61 g/L,且对应的厌氧氨氧化菌活性（SAA）分别为0.43和0.28 g/（g-VSS·d）。微生物高通量测序结果表明,反应器不同区段厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia均为优势菌种。其中,0～20 cm段颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占31.34%和34.05%;20～47 cm颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占25.43%和29.67%。
万佳铭[4]（2021）在《一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究》文中研究说明近年来,一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺（PN-A）因其高效低耗的特点而受到国内外学者的广泛关注。该工艺已成功应用于处理高氨氮浓度废水。但对于中低浓度废水的处理大多数停留在实验室或者中试阶段,实际工程应用等报道较少。并且由于厌氧氨氧化菌（Anammox Bacteria,AnAOB）生长缓慢,PN-A反应器的启动缓慢。本文针对中低氨氮浓度的PN-A工艺的启动和稳定运行展开研究。本实验采用序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor,SBR）反应器培养耦合污泥,通过在实现了中低浓度短程硝化的反应器中接种具有高效能力的厌氧氨氧化颗粒污泥,形成好氧氨氧化菌（Ammonia Oxidation Bacteria,AOB）与AnAOB耦合系统,维持系统的稳定性,按照完全硝化→高负荷短程硝化→中低负荷短程硝化→一段式短程硝化-厌氧氨氧化启动的运行方式,能够较快地启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化反应器,并且稳定运行90天。主要结论如下:（1）硝化反应器启动阶段,投加2.5 L的悬浮塑料填料,通过7 d的运行,硝化反应成功启动,进水NH4+-N浓度为100 mg/L、温度为30～32℃,保持水力停留时间（HRT）在6h,氨氮去除效果较好,NH4+-N的去除率迅速提升至99%,氨氮去除负荷为0.2kg N/（m3·d）左右。出水NO3--N浓度在20～30mg/L之间,亚硝酸盐累积率较低,说明反应器内的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）仍然具有较高的活性。需要在后续运行过程,继续抑制NOB的生长,以利于短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应的实现。在本阶段溶解氧浓度较高,导致反应器内的NOB活性较高。在后续实验中,将通过提高进水氨氮的负荷,来提高溶解氧的消耗速率,在相同充氧能力条件下,可以降低溶解氧浓度,提高对NOB的抑制。（2）在硝化反应器成功启动后,保持反应器HRT不变,进水氨氮浓度呈梯度上升。在高浓度短程硝化反应启动阶段,实现了进水氨氮负荷（NLR）1.9kgN/（m3·d）条件下,短程硝化率为77.31%,氨氮去除率稳定在90%左右。大部分污泥呈絮状分布,絮体污泥颗粒化较少,污泥颗粒较小,呈现出高度不规则形状,絮状污泥呈深褐色。污泥的粒径分布没有明显的规律,从最小0.35～1.5 μm粒径的污泥絮体到最大250 μm粒径左右的微生物聚集体。但是进水氨氮浓度较高（952.87mg/L）,溶解氧浓度也较高,不能满足中低浓度条件下短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动。需要在中低浓度条件下,实现短程硝化,并且进一步降低溶解氧浓度,以满足短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动的需要。（3）中低浓度短程硝化反应器启动阶段,从硝化反应器中接种0.5 L实现了高浓度短程硝化的絮体污泥,投加700mL的悬浮塑料填料,实验控制进水基质浓度和降低溶解氧浓度两种方式经过60天的运行,进行了进水NH4+-N浓度最低为112.01 mg/L条件下的短程硝化,短程硝化率为79.78%,NLR为224.02 gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化;在溶解氧浓度为0.8 mg/L条件下,仍然能够实现0.45 kgN/（m3 d）左右的氨氮去除负荷;AOB的活性增加至1.643 kgN/（m3·dMLVSS）,而NOB活性基本维持稳定在 0.0712 kgN/（m3·dMLVSS）～0.0833 kgN/（m3·dMLVSS）。AOB 活性远远大于NOB活性,NOB菌的活性受到抑制,反应器已经具备中低浓度条件下启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器的条件。中低浓度短程硝化反应器启动初期混合液悬浮固体（MLSS）为1.31 g/L,挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）为0.59 g/L,MLVSS/MLSS为0.45,反应器运行结束时,MLSS为1.33 g/L,MLVSS 为 0.71g/L,MLVSS/MLSS 为 0.53。（4）在中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动和运行阶段,启动初期,在短程硝化反应器中接种0.2L厌氧氨氧化颗粒污泥,氨氮去除率波动较大,这可能是由于接种污泥培养环境的改变,在低溶解氧和低进水基质浓度条件下,短程硝化反应受到严重抑制,AOB和AnAOB的活性得不到充分的利用。提高耦合反应器内溶解氧后,AOB活性迅速恢复,实验经过110天的运行,进行了进水浓度为100mg/L左右、HRT为8h的条件下的短程硝化-厌氧氨氧化,NLR为120～160gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化-厌氧氨氧化;持续降低溶解氧浓度,在溶解氧浓度为0.22 mg/L条件下,仍然能够实现93%左右的氨氮去除率,TN去除率缓慢增加至80%左右,短程硝化和厌氧氨氧化协同作用;AOB活性在1.216 kgN/（m3·dMLVSS）,NOB活性基本维持稳定在 0.0714 kgN/（m3·dMLVSS）,反硝化细菌（Denitrifying Bacteria,DNB）活性在 0.0756 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 活性在 0.4032 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 只有在缺氧条件下才表现出活性,在好氧条件下并不具有活性。反应器成功实现了中低浓度条件下启动短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器。在耦合反应器启动初期MLSS为1.33 g/L,MLVSS为0.71 g/L,MLVSS/MLSS为0.53,最终反应器 MLSS 为 2.09 g/L、MLVSS 为 1.51 g/L、MLVSS/MLSS 为 0.72,反应器内生物量有所增加。
冯强[5]（2021）在《基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究》文中研究指明研究表明,白酒酿制过程中约有70%的水会转化为废水。酿酒废水有机物含量高、p H低、臭味大、总氮、总磷浓度也远远高于生活污水,此外,还含有一些有毒物质,需经处理达到行业排放标准之后才能排入水体,当前普遍采用的是“厌氧+好氧+深度处理”的工艺流程。厌氧段主要是去除原水中COD,但不可避免地会增加废水中磷的含量;好氧单元常采用SBR、AAO、CASS等工艺,但在实际应用中发现上述工艺存在处理效果不理想、调试复杂且成本过高等问题,需探索其他工艺对酿酒废水的处理效能。厌氧/缺氧/缺氧/好氧法（MUCT）作为UCT工艺的改良,常应用于处理低C/N（1～2）、低TP浓度（<10mg/L）的生活污水且效果良好。对课题开展的酒厂废水处理站水质检测发现原水中C/N高达49.38,TP含量在20mg/L左右,经厌氧处理后的酿酒废水C/N降至3左右,TP浓度在30mg/L左右。本文采用MUCT工艺作为好氧单元处理高氮磷浓度酿酒废水,研究当装置分别处于全程硝化与短程硝化两阶段时对氮、磷元素的处理效果。主要研究内容有（1）通过全程测定污泥相关参数以及对污泥中的微生物进行镜检观察,结合进出水水质指标,快速启动反应器;（2）全程硝化阶段,考察不同水力停留时间（HRT）、碳源投加点以及在缺氧I池投加碳源改变C/N条件下工艺对酿酒废水处理效果的影响;（3）研究如何使装置从全程硝化反硝化阶段稳定过渡到短程硝化反硝化阶段,且如何使氨氧化菌群（AOB）成为优势菌种进而稳定亚硝态氮积累率（NAR）。试验得到研究结果为:（1）通过接种酒厂废水处理站的污泥,装置的启动调试期仅为20天,启动末期污泥呈蜂窝状,沉降性能好,通过镜检观察到有轮虫、钟虫等水质好时才会出现的指示性微生物。后期COD、总氮平均去除率分别达到90%和68.48%,总磷最大去除率达到61.62%。（2）采用单因素法得出MUCT处理酿酒废水全程硝化反硝化的最优HRT为10h,COD、氨氮、总磷平均去除率分别达到89.60%、53.54%、62.87%;通过直接投加碳源至进水发现对脱氮除磷促进作用不大,改为在缺氧I区补充碳源,发现当缺氧I区C/N在6时,工艺对模拟酿酒废水的处理效果最优,原水阶段氨氮、总磷平均去除率分别能达到66.17%和74.03%,氨氮和总磷去除率比未加碳源时分别提高了12.63%和11.16%。（3）短程硝化阶段,缩短HRT至8h和控制DO浓度0.5～0.8mg/L,以NAR作为区分全程与短程硝化两阶段的指标。最终在混合液回流比150%、硝化液回流比250%、回流污泥比90%时,成功启动短程硝化反硝化。原水阶段,NAR稳定在60%左右,氨氮去除率在50%以上,TP平均去除率达到77.94%,最高达91.59%。综上所述,运用MUCT工艺处理实际酿酒废水时,不管是全程硝化反硝化阶段还是短程硝化反硝化阶段,工艺都能很好地去除厌氧出水中的大部分COD、氨氮和TP。但从节约成本来说,基于MUCT工艺实现短程硝化反硝化更适合剑南春二期新建污水处理厂及同类型工业废水的处理。如果后续再辅以深度处理单元（超磁除磷）等措施,出水能达到《发酵酒精和白酒工业水污染物排放标准》（GB27631-2011）的行业排放限值。
左陆珅[6]（2020）在《高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究》文中研究指明一体式厌氧氨氧化（PN/A）工艺以高效、经济、节能等特点在工业废水处理领域展现出广阔的应用前景,然而工业废水中存在的高盐度、抗生素等抑制因子成为限制PN/A系统工程化应用的主要瓶颈。本文以典型高氨氮工业废水中残留的高盐度、金霉素（CTC）为例,分别研究了两种抑制因子对PN/A系统脱氮性能的影响,通过分析PN/A系统的脱氮负荷（NRR）、微生物活性、群落结构等变化,探究高盐度及CTC对PN/A系统的影响。同时,基于小试试验构建了高盐度及CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,并在中试试验中验证该模型的拟合效果。此外,开发了高盐度抑制条件下投加外源甜菜碱（GB）的恢复策略,以及投加外源联氨（N2H4）强化厌氧氨氧化菌（An AOB）活性的策略,并构建了相应条件下的恢复及强化模型。主要研究结果如下:（1）针对高氨氮工业废水中高盐度的抑制问题,探究了不同盐度条件下PN/A系统脱氮性能短期、长期的变化,以及投加外源甜菜碱的恢复策略。短期试验结果发现,Na Cl、Na2SO4及Na F对PN/A系统的半数抑制浓度(IC50)分别为15.2、12.7及1.46 g/L。投加外源GB可缓解不同高盐度条件下的抑制,最优投加浓度为1 m M。在长期试验过程中,进水盐度提升至30 g/L Na Cl时,系统NRR由0.360kg N/m3/d骤降至0.084 kg N/m3/d,随着系统对高盐度条件的适应,70天后系统NRR恢复至初始水平。通过投加外源GB来缩短PN/A系统的适应时间,结果发现仅投加一次GB的恢复时间为50天,连续投加GB的恢复时间进一步缩短为40天。此外,PN/A系统进一步处理了典型高氨氮高盐度稀土废水,NRR可达到0.5kg N/m3/d以上,证明了PN/A系统处理高氨氮高盐度废水的可行性。（2）构建了高盐度抑制及GB恢复条件下PN/A系统功能菌种活性变化模型,得出GB对氨氧化细菌（AOB）和An AOB的半饱和常数KGB,A和KGB,N分别为0.86和0.75 m M,GB的抑制常数KIG,A和KIG,N分别为9.5和24.2 m M。该模型较好地拟合了PN/A系统处理高盐度模拟废水（R2=0.960）和实际稀土废水（R2=0.832）的脱氮性能,同时,对煤化工废水的中试研究（R2=0.778）也起到一定的指导作用。此外,恢复模型提出了PN/A系统在处理高氨氮高盐度稀土废水过程中的最优污泥停留时间（SRT,50天）和GB的最优投加量（1 m M）。（3）针对高氨氮工业废水中抗生素的抑制问题,探究了不同CTC浓度条件下PN/A系统脱氮效能的变化。短期抑制结果发现,CTC对AOB和AnAOB的IC50分别为204.3和185.4 mg/L。长期抑制过程中,60 mg/L CTC条件下NRR从初始的0.70 kg N/m3/d逐渐降低至0.22 kg N/m3/d,进水CTC浓度下降至20 mg/L后系统NRR继续降低至0 kg N/m3/d,但是完全去除CTC干扰后,NRR在30天内仅恢复至0.10 kg N/m3/d。此外,成功构建了CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,模型较好地拟合了PN/A系统处理模拟废水和实际金霉素生产废水的脱氮性能变化（R2=0.978和0.903）,证明了该抑制模型的有效性和可靠性。（4）针对PN/A工艺抑制后恢复较慢的问题,开发了投加外源N2H4提高AnAOB活性强化策略。短期试验结果发现,投加外源N2H4后AnAOB活性提高了42%,并加速了NO2--N的降解,其最大降解速率可达到212.02 mg N/g VSS/d。基于短期试验结果,成功构建了投加外源N2H4的An AOB活性强化模型,得出N2H4的半饱和常数KN2H4为5.88 mg/L,对NO2--N、NO3--N降解的促进系数CNO2和CNO3分别为20.7和55.2 mg/L。模型较好地拟合了长期投加外源N2H4后An AOB活性的恢复规律（R2=0.967）,证明了该活性强化模型的有效性和可靠性。
董文博[7]（2020）在《印染废水综合净化技术研究》文中提出印染废水是我国水量最大的工业废水之一,成分复杂、有机物浓度高、色度大、盐浓度高、可生化性差,水中含有的一些苯胺、偶氮类染料具有强致癌性,严重危害水体环境及人类健康。《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB 4278—2012）对印染废水的氨氮、悬浮物、色度以及COD等指标的排放标准提出了更为严格的要求,目前印染废水净化处理技术包括物理、化学和生物方法,其中脱氮、絮凝和脱色是净化过程中三个关键技术环节。印染废水的水质特点导致废水处理难度急剧增大,生物法虽具有成本低,无二次污染等特点,但在高盐环境下,耐盐性差的微生物代谢活动易受抑制,降低废水处理效率,为了提高印染废水综合净化处理效率,本文拟从盐单胞菌强化混合菌群脱氮效果、絮凝剂选择及条件优化、筛选高效脱色菌株进行研究,实现印染废水的综合净化处理。利用适合高浓度氨氮、SND脱氮效果良好的盐单胞菌Halomonas sp.B01、Halomonas sp.H02强化混合菌群脱氮能力,用于模拟印染废水脱氮处理并对脱氮条件进行优化。最佳脱氮条件为:乙酸钠为碳源、C/N为7.5、DO为摇床转速90 rpm,SND脱氮96 h,初始氨氮含量为2000 mg/L,脱氮率可达99.3%。絮凝剂的选择及絮凝条件研究是达到良好絮凝效果的关键,本文比较了化学絮凝剂聚合氯化铝（PAC）、聚合氯化铝铁（PAFC）、聚合硫酸铁（PFS）、聚丙烯酰胺（PAM）和生物絮凝剂γ-PGA在优化的絮凝条件下对模拟印染废水的絮凝效果。综合经济成本和絮凝效果,选用生物絮凝剂γ-PGA,投加量为4%（w/v）,絮凝6 min,絮凝温度为30℃时絮凝效果最佳,絮凝率为96.2%。通过筛选Halomonas中对甲基橙偶氮染料的高效脱色菌,筛选得到Halomonas sp.B01。利用响应面法优化其脱色条件,主要影响因素的优化结果为:pH 7.04、NaCl 25 g/L、（NH4）2SO4 12g/L,30℃条件下脱色培养48 h,甲基橙浓度为55 mg/L的废水脱色率为94.66%,然后通过基因重组表达载体的构建及功能验证,从分子水平解释了Halomonas sp.B01使甲基橙偶氮染料脱色的原因是该菌含有偶氮还原酶基因。按照上述确定的脱氮、絮凝和脱色优化条件,结合中空纤维超滤技术,对取自大连某印染厂的印染废水综合处理,处理后的废水氨氮浓度为18 mg/L,悬浮物浓度为32 mg/L,色度为70度,COD为54 mg/L。为印染废水的综合净化处理提供了理论和技术支持。
冯兴会[8]（2020）在《基于短程硝化—厌氧氨氧化—反硝化处理高氨氮氧化铁红废水的研究》文中研究指明氧化铁红废水含有高浓度氨氮、硫酸根、Fe2+,是一种酸性低C/N比工业废水。传统的硝化-反硝化、亚硝化-反硝化技术需要消耗碳源完成脱氮,而硫酸盐还原菌（SRB）利用碳源能将硫酸根转化为H2S,易导致二次污染。本课题基于氧化铁红废水特征,使用不需要添加碳源的部分亚硝化、硫酸盐型厌氧氨氧化（S-anammox）、亚硝酸盐型厌氧氨氧化（N-anammox）、自养脱氮技术（Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite,CANON）先脱除大部分氨氮,再通过添加相对少量的碳源,将剩余总氮经由反硝化脱除,减少硫酸根的还原,取得的研究结果如下:（1）采用沸石曝气生物滤池（ZBAF）研究碱度对亚硝化率的调控,常用的碱度供体Na HCO3和Na2CO3,市售价格相当,等量添加,后者提供的碱度约为前者的1.67倍,但Na2CO3易带来更高的p H,进而引起高游离氨（FA）抑制氨氧化菌（AOB）;本研究以进水碱度/氨氮（质量浓度比）为控制因子,使用非线性模型拟合方程量化碱度投加量,当碱度/氨氮=4.33时,其出水亚硝氮/氨氮=1.0-1.4,适用于后续使用N-anammox脱氮。此外,使用Na2CO3易引起ZBAF内沸石板结而堵塞,需频繁反冲洗,微生物膜脱落并随水流出,不利于系统的恢复以及出水储存;因此,以添加沸石的膜反应器（ZMBR）优化,相对于两级ZBAF,相同的亚硝化率下,ZMBR最高进水氨氮负荷率（NLR）可达2.78 kg N/（m3·d）,而两级ZBAF为1.46 kg N/（m3·d）;沸石表面易形成生物膜,荧光定量（q PCR）结果表明AOB和硝化菌（NOB）共存于生物膜上,且AOB具有更多拷贝数（2.40×109/μL DNA）,NOB约为7.75×107/μL DNA。（2）以基质逐步替换法将N-anammox转变为S-anammox,运行185天,进水NLR为0.28 kg N/（m3·d）,氨氮脱除率（NRR）为0.23 kg N/（m3·d）,总氮去除率（TNRR）去除率为82.4%,标志性菌群Ignavibacteriaceae的相对丰度从0.35%增至6.11%;S-anammox启动耗时长,受进水氨氮浓度影响,以低于200 mg/L为佳,反应器中FA的浓度高于15 mg/L则脱氮受到抑制;基于稳定的亚硝化,以Candidatus Kuenenia stuttgartiensis作为主要的anammox菌接种,N-anammox颗粒污泥装置运行96天,进水NLR为2.94 kg N/（m3·d）,NRR为2.31 kg N/（m3·d）,TNRR为78.5%;以ZBAF为预亚硝化反应器与Canon组合使用,对于含高氨氮的氧化铁红废水,可避免将所有的亚硝化置于Canon,降低曝气强度以保护污泥结构和anammox菌,经180天运行,NLR为1.43kg N/（m3·d）,NRR为1.22 kg N/（m3·d）,TN去除率为85.6%,此外,使用混合碱度供体,相对于仅用Na HCO3,可节省约14.1-28.2%的药剂用量,优势菌群为Brocadiaceae;综上所述,就启动时间、稳定性、处理效率,部分亚硝化-厌氧氨氧化（PN-anammox）相对于S-anammox和ZBAF-Canon更适用于氧化铁红废水。（3）经PN-anammox脱氮处理后,使用反硝化对剩余TN进行深度脱氮处理发现,当进水TN低于350 mg/L,葡萄糖作为碳源,最适投加碳氮比为2.5-3,水力停留时间（HRT）4.2-4.9 h为最适值,约85%的COD参与脱氮,低COD和较短的HRT亦可防止SRB转化大量的硫酸根,产泥量和污泥发黑量较少;当进水TN高于350 mg/L,不建议使用葡萄糖作为碳源。（4）基于小试实验结果,完成了2 t至10 t系统的中试及扩大化实验,为厌氧氨氧化技术的规模化应用提供了实例参考和参数指导。
张斌[9]（2020）在《盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化脱氮效能的影响及强化机制研究》文中指出本论文针对高盐高腐殖酸废水的特点,着重考察了盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化性能的单独和叠加抑制效果,揭示了采用厌氧氨氧化工艺处理高盐高腐殖酸废水存在的问题与难点。通过玉米芯固相反硝化耦合厌氧氨氧化性能的研究,为厌氧氨氧化处理高盐高腐殖酸废水提供了新的解决方案。本论文的研究得到如下结论:（1）未经驯化的厌氧氨氧化菌在单独盐分、单独腐殖酸及盐分+腐殖酸叠加条件下均会受到抑制,厌氧氨氧化菌受抑制程度依次为:单独腐殖酸<单独盐分<盐分+腐殖酸叠加。从反应器的脱氮性能、污泥活性、胞外聚合物（EPS）等相关指标的测定,解析了盐分和腐殖酸单独与叠加抑制产生差异的原因。（2）厌氧氨氧化菌经过驯化之后能够逐渐适应盐分和腐殖酸的环境,系统脱氮性能逐渐恢复,且能够维持稳定的脱氮效果。采用厌氧氨氧化工艺处理高盐高腐殖酸废水具有一定的可行性,但所需驯化时间较长,且在盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化菌产生叠加抑制之后厌氧氨氧化活性难以完全恢复。通过对整个运行阶段的总氮去除效率进行分析,叠加组与单独盐分组、单独腐殖酸组及空白组在总氮去除性能上均有显着性差异（P<0.05）。因此,在采用厌氧氨氧化工艺处理高盐高腐殖酸废水时,除了考虑单独盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化性能产生的影响外,更应着重考虑盐分和腐殖酸的叠加抑制效应。（3）亚硝态氮作为厌氧氨氧化的基质,同时又是一种潜在的抑制剂。盐分和腐殖酸等不利因素的存在,会影响厌氧氨氧化菌对亚硝态氮的利用速率,进而造成亚硝态氮在系统中积累,破坏厌氧氨氧化工艺的稳定性。本课题首次利用玉米芯作为固相碳源投加到厌氧氨氧化反应器中,成功实现了厌氧氨氧化与固相反硝化的耦合,减轻了过量亚硝态氮对厌氧氨氧化菌的抑制效果。同时玉米芯作为一种易于厌氧氨氧化菌附着生长的生物膜载体,在系统中达到了很好的挂膜效果。厌氧氨氧化耦合固相反硝化工艺在提升系统脱氮效率的同时,增加了系统的稳定性及抗冲击能力,为厌氧氨氧化工艺处理高盐高腐殖酸废水提供了新的解决方案。
周松伟[10]（2020）在《沸石-序批式反应器的印染丝光高氨氮废水低碳脱氮处理研究》文中研究说明广东省某纺织集团采用液氨丝光整理替代传统的液碱丝光整理,经过液氨丝光整理后织物的手感、光泽以及亮度都得到了很大的提升。但液氨丝光整理的过程中使用了大量的液氨,在进行丝光整理的过程中难以避免地会逸出氨气。该集团对这部分逸出的氨气采用硫酸吸收,因此产生了以硫酸铵为主要成分的液氨丝光废水。针对该类高浓度氨氮的液氨丝光废水,本研究对其进行低碳脱氮处理工艺的探索,构建了“亚硝化-反硝化工艺”与“部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺”对此废水进行脱氮处理。两种低碳脱氮工艺的关键均在于对氨氮废水实现稳定的亚硝化,因此本研究先开展了以沸石-序批式反应器（ZSBR）的稳定亚硝化研究,通过沸石对氨氮的吸附-解吸作用控制反应器内的游离氨（FA）实现了高氨氮废水的稳定亚硝化处理。随后在此基础上通过控制外加碱度的方法,并引入水质净化中心二沉池出水对液氨丝光废水进行稀释,成功实现了稳定高效的部分亚硝化。随后将ZSBR分别与上流式污泥床反应器（USB）、上流式厌氧过滤床反应器（UBF）串联处理液氨丝光废水,通过研究两种工艺的脱氮效率,影响因素以及稳定性以期对该集团水质净化中心废水脱氮工程改造提供理论支持。本研究的结果总结如下:（1）ZSBR的稳定亚硝化实验:亚硝化启动阶段采用自来水稀释后的液氨丝光废水,经过23个周期后实现稳定的亚硝化（亚硝酸盐积累率NAR>90.0%）。随着反应周期的进行,ZSBR启动期氨氮去除负荷不断升高,并可以通过改变充水比对未经稀释的液氨丝光废水原水进行亚硝化处理,进水氨氮浓度1490 mg/L,出水氨氮基本维持在20 mg/L,平均NAR为97.2%,平均氨氮去除速率（ARR）为0.86 kg N·m-3·d-1,且最高可达1.12kg N·m-3·d-1。对ZSBR单周期运行情况进行分析,发现沸石在ZSBR反应器内起到了吸附-解吸氨氮的作用,维持了反应器内处于较高的FA水平,高FA浓度是ZSBR亚硝化快速启动的原因。液氨丝光废水氨氮浓度过高的情况下,ZSBR亚硝化出水的亚硝氮浓度会逐渐积累,当亚硝氮浓度超过1800 mg/L会对氨氧化细菌（AOB）造成严重的抑制作用。游离亚硝酸盐（FNA）浓度超过0.1 mg/L后会对AOB造成一定程度的抑制,但其对AOB的抑制作用具有短时性与可逆性。（2）ZSBR的部分亚硝化实验:对液氨丝光废水原水进行部分亚硝化处理最终会导致ZSBR反应器崩溃。因此采用二沉池出水对液氨丝光废水原水进行稀释后氨氮浓度变为300 mg/L,控制外加碱度以及调整曝气时间实现了稳定的部分亚硝化,NAR超过99.0%,出水NO2--N/NH4+-N比值稳定在1.1～1.4之间。FNA代替FA成为部分亚硝化实验中抑制NOB的主要因素。由于进水基质浓度降低,ZSBR部分亚硝化负荷有所降低,平均NPR为0.66 kg N·m-3·d-1。（3）两种新型脱氮工艺:亚硝化-反硝化工艺以葡萄糖作为碳源时,碳氮比为3:1的情况下出水效果良好,亚硝氮去除率超过95%,COD去除率大于85%,USB总氮去除负荷超过4.0 kg N·m-3·d-1。对不同碳源及不同碳氮比USB脱氮效果进行分析,葡萄糖的最佳外加碳氮比为2.5:1,乙醇和乙酸钠的最佳平均外加碳氮比为2:1,综合成本与水质净化中心实际情况考虑,宜采用葡萄糖作为反硝化外加碳源;部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺可以成功实现对稀释后的液氨丝光废水进行脱氮处理,UBF进水总氮负荷最高可达0.82 kg N·m-3·d-1,同时总氮去除率超过70%。厌氧氨氧化最佳进水基质比为1.2。对两种工艺进行经济性分析,亚硝化-反硝化工艺处理液氨丝光废水的费用为30.18元/kg N,部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺处理成本仅为8.21元/kg N。（4）对ZSBR与USB的接种污泥及培养成功污泥进行微生物分析,结果表明:随着ZSBR与USB的运行,ZSBR内硝化菌得到不断的增殖,属水平上的AOB相对丰度达到了54.78%,而NOB几乎完全被淘洗出ZSBR。USB内污泥具有反硝化功能的菌属相对丰度从接种污泥的4.77%增加到了64.17%。UBF内存在亚硝化,短程反硝化以及厌氧氨氧化三种脱氮作用。
二、高浓度氨氮废水脱氮效果影响因素分析（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、高浓度氨氮废水脱氮效果影响因素分析（论文提纲范文）
（1）稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源、研究背景及意义 |
| 1.1.1 选题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.1.3 稀土矿山废水的来源 |
| 1.1.4 稀土矿山废水现有脱氮技术现状 |
| 1.1.5 短程硝化的耦合工艺及其优点 |
| 1.1.6 研究目的和意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 短程硝化工艺的研究现状 |
| 1.2.2 厌氧氨氧化工艺的研究现状 |
| 1.2.3 稀土元素对生物影响的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 第二章 短程硝化的启动与运行策略研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 接种污泥和模拟废水 |
| 2.2.3 启动与运行的方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 过程动力学分析 |
| 2.2.6 高通量测序与微生物群落分析 |
| 2.2.7 扫描电镜观察 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 短程硝化效能分析 |
| 2.3.2 氮转化动力学及动力学分析 |
| 2.3.3 物种多样性分析 |
| 2.3.4 微生物群落分析 |
| 2.3.5 污泥形貌分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 轻稀土元素(La(Ⅲ))对短程硝化的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 批量实验设置 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.4 统计分析和动力学建模 |
| 3.2.5 扫描电镜观察与能谱分析 |
| 3.2.6 傅里叶变换红外光谱与二维相关光谱 |
| 3.2.7 激光共聚焦扫描显微镜观察 |
| 3.2.8 高通量测序与基因功能预测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 La(Ⅲ)对短程硝化效能的影响 |
| 3.3.2 La(Ⅲ)对污泥形貌和元素组成的影响 |
| 3.3.3 La(Ⅲ)对胞外聚合物组分的影响 |
| 3.3.4 La(Ⅲ)对有机官能团的影响 |
| 3.3.5 La(Ⅲ)对物种多样性的影响 |
| 3.3.6 La(Ⅲ)对微生物群落的影响 |
| 3.3.7 La(Ⅲ)对微生物群落代谢通路的影响 |
| 3.3.8 PN效能与La(Ⅲ)剂量之间的动力学建模 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 稀土元素(La(Ⅲ))对短程硝化的长期影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 接种污泥、模拟废水与反应器设置 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.3 EPS提取与三维荧光光谱绘制 |
| 4.2.4 高通量基因测序 |
| 4.2.5 功能预测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 La(Ⅲ)对短程硝化工艺效能的长期影响 |
| 4.3.2 La(Ⅲ)对污泥形貌的长期影响 |
| 4.3.3 La(Ⅲ)对胞外聚合物组成的长期影响 |
| 4.3.4 La(Ⅲ)对有机官能团组成的长期影响 |
| 4.3.5 La(Ⅲ)对物种多样性和和物种丰富度的长期影响 |
| 4.3.6 La(Ⅲ)对微生物群落结构的长期影响 |
| 4.3.7 微生物群落功能预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 稀土元素(La(Ⅲ))对厌氧氨氧化的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 接种污泥、模拟废水与反应器设置 |
| 5.2.2 长期暴露实验设计 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 高通量基因测序和功能预测 |
| 5.2.5 网络分析 |
| 5.2.6 扫描电镜观察与三维荧光光谱 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 长期La(Ⅲ)胁迫下工艺效能的演变 |
| 5.3.2 La(Ⅲ)长期胁迫对物种多样性的影响 |
| 5.3.3 La(Ⅲ)对微生物群落结构的长期影响 |
| 5.3.4 微生物群落功能预测 |
| 5.3.5 微生物互作网络构建 |
| 5.3.6 污泥形貌分析与元素分布 |
| 5.3.7 胞外聚合物组分分析 |
| 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 |
| 个人简历及攻读学位期间的研究成果 |
（2）剩余污泥作为反硝化外加碳源的制备及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 高氨氮废水的研究进展 |
| 1.1.1 高氨氮废水的来源与危害 |
| 1.1.2 高氨氮废水的处理方法 |
| 1.2 反硝化脱氮处理 |
| 1.2.1 反硝化过程的影响因素 |
| 1.2.2 硝化/反硝化处理高氨氮废水的难点 |
| 1.3 剩余污泥的概况 |
| 1.3.1 剩余污泥的特点 |
| 1.3.2 剩余污泥的常规处置 |
| 1.3.3 剩余污泥的资源化利用 |
| 1.4 污泥碱解的研究概况 |
| 1.4.1 碱法的介绍 |
| 1.4.2 污泥碱解的影响因素 |
| 1.4.3 污泥碱解液的应用 |
| 1.4.4 目前存在问题和发展方向 |
| 1.5 主要研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 主要探究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 污泥碱解液作为反硝化过程碳源的可行性研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 污泥及其碱解上清液成分分析 |
| 2.3.2 剩余污泥碱解上清液作反硝化碳源的可行性研究 |
| 2.4 小结 |
| 3 反硝化条件的优化探索 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 最佳C/N |
| 3.3.2 最佳初始p H |
| 3.3.3 最佳反应温度 |
| 3.3.4 最佳水力停留时间 |
| 3.4 小结 |
| 4 复合A/O工艺处理低C/N比合成氨废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验装置 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.2.5 污泥群落分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水体中氮污染的来源和危害 |
| 1.2.1 水体中氮的来源 |
| 1.2.2 水体中氮的危害 |
| 1.3 生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.3.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.4 部分亚硝化工艺研究进展 |
| 1.4.1 氨氧化菌 |
| 1.4.2 部分亚硝化机理 |
| 1.4.3 部分亚硝化影响因素 |
| 1.4.4 部分亚硝化研究现状 |
| 1.5 厌氧氨氧化工艺研究进展 |
| 1.5.1 厌氧氨氧化菌 |
| 1.5.2 厌氧氨氧化的影响因素 |
| 1.5.3 厌氧氨氧化技术的应用现状 |
| 1.6 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水研究现状 |
| 1.6.1 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.2 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.3 PN/Anammox处理低氨氮废水存在的问题 |
| 1.7 本研究的意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究的目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 部分亚硝化SBR反应器的启动及运行研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 试验用水水质 |
| 2.2.4 反应器的启动与运行 |
| 2.2.5 采样与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SBR反应器的启动 |
| 2.3.2 SBR反应器的稳定运行 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 部分亚硝化生物滤柱反应器的启动与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.2.3 试验用水水质 |
| 3.2.4 反应器的启动与运行 |
| 3.2.5 采样与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PNBR反应器的启动 |
| 3.3.2 不同工况下反应器的稳定运行 |
| 3.3.3 PNBR的沿程水质变化 |
| 3.3.4 PNBR微生物硝化活性的变化 |
| 3.3.5 高通量测序 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物滤柱厌氧氨氧化反应器的启动与运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 试验用水水质 |
| 4.2.3 反应器的启动与运行 |
| 4.2.4 水样的测定与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CABR的重启特征 |
| 4.3.2 不同影响因素对CABR脱氮性能的影响 |
| 4.3.3 CABR中生物量的研究 |
| 4.3.4 CABR不同区段污泥及生物膜高通量测序分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生期间科研成果 |
（4）一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体氮污染背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 污水生物脱氮新技术 |
| 1.3 基于厌氧氨氧化的脱氮技术 |
| 1.3.1 部分反硝化-厌氧氨氧化 |
| 1.3.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.4 短程硝化-厌氧氨氧化一段法处理低碳氮比污水的研究现状 |
| 1.4.1 影响短程硝化-厌氧氨氧化一体法工艺的因素 |
| 1.4.2 低碳氮比、低氨氮污水治理研究现状 |
| 1.4.3 一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺技术研究现状 |
| 1.5 研究的意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 填料特性 |
| 2.3 实验用水水质 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 污泥培养阶段 |
| 2.5.1 启动流程 |
| 2.5.2 培养条件 |
| 2.5.3 取样及保存方法 |
| 2.5.4 检测项目及分析方法 |
| 2.5.5 污泥的形态及粒径分布情况观察 |
| 2.5.6 颗粒污泥脱氮影响条件 |
| 2.6 溶解氧浓度监测曲线分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 硝化反应器的启动 |
| 3.2 反应器高浓度短程硝化的实现 |
| 3.2.1 反应器运行特征 |
| 3.2.2 污泥形态变化 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.3 中低浓度短程硝化反应器的实现 |
| 3.3.1 启动中低浓度短程硝化反应器 |
| 3.3.2 微生物活性特征 |
| 3.3.3 本节小结 |
| 3.4 中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动和运行 |
| 3.4.1 耦合反应器运行特性 |
| 3.4.2 污泥形态变化及微生物活性 |
| 3.4.3 周期内基质浓度变化规律 |
| 3.4.4 本节小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 课题来源及研究意义 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 研究目的及意义 |
| 1.3 酿酒废水处理工艺现状 |
| 1.3.1 酿酒废水工艺选择原则 |
| 1.3.2 酿酒废水的处理工艺 |
| 1.4 MUCT工艺发展及研究现状 |
| 1.4.1 MUCT工艺的演变 |
| 1.4.2 基于MUCT工艺脱氮除磷理论 |
| 1.5 剑南春酒厂污水处理站现状概况 |
| 1.5.1 酿酒废水来源及特点 |
| 1.5.2 现存工艺及其问题 |
| 1.6 论文主要研究内容 |
| 1.6.1 MUCT装置的启动 |
| 1.6.2 MUCT全程硝化反硝化的工艺调试 |
| 1.6.3 MUCT短程硝化反硝化的工艺调试 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 试验方法与材料 |
| 2.1 试验试剂与设备 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验主要设备 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 MUCT工艺流程 |
| 2.2.2 试验装置图 |
| 2.3 试验用水水质 |
| 2.4 试验检测方法 |
| 2.4.1 水质参数 |
| 2.4.2 其他参数 |
| 2.5 接种污泥培养 |
| 2.6 试验方案设计 |
| 3 装置的启动 |
| 3.1 污泥培养与驯化 |
| 3.1.1 污泥特性变化 |
| 3.1.2 生物相诊断 |
| 3.2 启动期对污染物去除情况 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 NH_3-N去除效果 |
| 3.2.3 TN去除效果 |
| 3.2.4 TP去除效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 MUCT全程硝化反硝化的工艺调试 |
| 4.1 各回流比的确定 |
| 4.1.1 混合液回流比α的确定 |
| 4.1.2 硝化液回流比β的确定 |
| 4.1.3 回流污泥比γ的确定 |
| 4.2 停留时间对污染物去除的影响 |
| 4.2.1 HRT对 COD去除率的影响 |
| 4.2.2 HRT对氨氮去除率的影响 |
| 4.2.3 HRT对TN去除率的影响 |
| 4.2.4 HRT对TP去除率的影响 |
| 4.3 外加碳源对工艺的影响 |
| 4.3.1 碳源投加点对有机物去除的影响 |
| 4.3.2 C/N对氮磷去除的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 MUCT短程硝化反硝化的工艺调试 |
| 5.1 短程硝化期污泥浓度变化及调控措施 |
| 5.1.1 生物相诊断 |
| 5.1.2 污泥膨胀机理 |
| 5.1.3 解决措施 |
| 5.2 短程硝化反硝化期COD的去除 |
| 5.3 短程硝化反硝化的实现对脱氮的影响 |
| 5.3.1 短程反硝化适应期 |
| 5.3.2 短程反硝化调控期 |
| 5.3.3 短程反硝化稳定期 |
| 5.4 短程硝化反硝化的实现对除磷的影响 |
| 5.5 影响短程硝化实现的影响因素 |
| 5.6 工艺对比 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一.结论 |
| 二.展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景及选题意义 |
| 1.2 高氨氮工业废水及其处理技术 |
| 1.2.1 高氨氮工业废水排放现状及一体式厌氧氨氧化处理技术 |
| 1.2.2 一体式厌氧氨氧化技术研究进展 |
| 1.2.3 一体式厌氧氨氧化工艺应用现状 |
| 1.3 高氨氮工业废水抑制因子的影响 |
| 1.3.1 盐度对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.2 抗生素对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.3 抑制因子影响下PN/A工艺活性强化技术研究进展 |
| 1.4 一体式厌氧氨氧化技术抑制及恢复模型研究 |
| 1.4.1 PN/A模型研究进展 |
| 1.4.2 PN/A抑制模型研究进展 |
| 1.4.3 模型研究现存问题 |
| 1.5 选题依据,主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验条件 |
| 2.1.1 试验种泥 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 试验装置 |
| 2.2 盐度对PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.2.1 短期试验 |
| 2.2.2 长期试验 |
| 2.2.3 稀土废水试验 |
| 2.3 CTC对 PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.3.1 短期试验 |
| 2.3.2 长期试验 |
| 2.3.3 CTC废水试验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 水质检测方法 |
| 2.4.2 群落结构检测方法 |
| 2.5 计算方法 |
| 2.6 模型建立方法 |
| 2.6.1 模型建立前期工作 |
| 2.6.2 AQUASIM模型建立方法 |
| 2.6.3 AQUASIM参数计算方法 |
| 2.6.4 AQUASIM模型校验方法 |
| 2.7 数据及统计分析 |
| 3 盐度对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.1 Cl~-对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.1.1 Cl~-对AOB菌种活性的影响 |
| 3.1.2 Cl~-对AnAOB种活性的影响 |
| 3.1.3 Cl~-对PN/A工艺功能菌种活性的影响 |
| 3.2 其它典型阴离子对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.2.1 SO_4~(2-)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.2.2 F~-对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.3 甜菜碱在不同盐度下对PN/A系统耐盐性能的短期影响 |
| 3.3.1 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AOB活性的影响 |
| 3.3.2 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AnAOB活性的影响 |
| 3.3.3 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对PN/A功能菌种活性的影响 |
| 3.3.4 甜菜碱在不同Na_2SO_4,NaF盐度对PN/A菌种活性影响 |
| 3.4 盐分长期影响下甜菜碱对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.4.1 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统菌种活性的影响 |
| 3.4.2 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统群落结构的影响 |
| 3.5 高盐分稀土废水长期影响下PN/A系统脱氮性能的变化 |
| 3.5.1 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的短期影响 |
| 3.5.2 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的长期影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 盐度对PN/A系统脱氮性能影响模型研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 模型数据评估 |
| 4.1.2 模型结构建立 |
| 4.1.3 模型校准和验证 |
| 4.1.4 模型模拟运行 |
| 4.2 模型建立 |
| 4.2.1 参数计算 |
| 4.2.2 批量实验参数校正 |
| 4.3 模型校正与验证 |
| 4.3.1 批量实验校正 |
| 4.3.2 长期实验验证 |
| 4.3.3 实际废水实验验证 |
| 4.4 模型模拟与优化 |
| 4.4.1 模拟甜菜碱浓度对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.2 模拟污泥停留时间对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.3 模拟PN/A工艺处理实际废水优化运行策略 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 金霉素(CTC)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 5.1.2 CTC对 PN/A系统脱氮性能的长期抑制 |
| 5.1.3 CTC对 PN/A系统抑制后恢复性能研究 |
| 5.1.4 PN/A工艺处理实际CTC废水脱氮性能研究 |
| 5.2 模型建立 |
| 5.2.1 模型结构建立 |
| 5.2.2 CTC冲击影响模型 |
| 5.2.3 CTC累积影响模型 |
| 5.3 模型验证 |
| 5.3.1 CTC长期抑制实验验证 |
| 5.3.2 CTC抑制后恢复实验验证 |
| 5.3.3 实际金霉素废水实验验证 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 联氨对PN/A系统脱氮性能恢复影响模型研究 |
| 6.1 实验方案 |
| 6.1.1 模型数据评估 |
| 6.1.2 模型结构建立 |
| 6.1.3 模型校准和验证 |
| 6.2 模型建立 |
| 6.2.1 参数计算 |
| 6.2.2 批量实验参数校正 |
| 6.3 模型验证 |
| 6.3.1 短期实验验证 |
| 6.3.2 长期实验验证 |
| 6.4 模型模拟与优化 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）印染废水综合净化技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水成分、危害、污染现状及处理技术 |
| 1.1.1 印染废水的成分 |
| 1.1.2 印染废水的危害 |
| 1.1.3 印染废水的污染现状 |
| 1.1.4 印染废水处理方法 |
| 1.2 印染废水脱氮净化 |
| 1.2.1 氮的来源及危害 |
| 1.2.2 物理化学脱氮方法 |
| 1.2.3 微生物脱氮方法 |
| 1.3 印染废水絮凝净化 |
| 1.3.1 絮凝剂种类 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂在印染废水处理中的应用 |
| 1.4 印染废水脱色净化 |
| 1.4.1 印染废水脱色方法 |
| 1.4.2 印染废水脱色微生物种类 |
| 1.4.3 染料微生物降解途径 |
| 1.4.4 印染废水脱色微生物的降解酶系 |
| 1.5 印染废水生物净化 |
| 1.5.1 中度嗜盐菌 |
| 1.5.2 中度嗜盐菌的抗逆性机理及渗透压补偿溶质 |
| 1.5.3 中度嗜盐菌在印染废水处理中的应用 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 2 盐单胞菌强化混合菌群脱氮处理印染废水 |
| 2.1 实验材料和试剂 |
| 2.1.1 菌株 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 样品 |
| 2.1.4 试剂 |
| 2.1.5 仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 盐单胞菌强化混合菌群脱氮方法 |
| 2.2.2 无机氮浓度测定方法 |
| 2.2.3 不同脱氮方式对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.4 发酵型碳源与非发酵型碳源对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.5 C/N对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.2.6 DO对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同脱氮方式对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.2 发酵性碳源与非发酵性碳源对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.3 C/N比对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.3.4 DO对强化混合菌群脱氮效果影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 印染废水絮凝剂选择及条件优化 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 样品 |
| 3.1.2 试剂 |
| 3.1.3 仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 絮凝剂絮凝方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 化学絮凝剂絮凝条件优化 |
| 3.3.2 生物絮凝剂γ-PGA絮凝条件优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 Halomonas sp. B01脱色及其偶氮还原酶基因重组研究 |
| 4.1 实验材料和试剂 |
| 4.1.1 菌株和质粒 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 试剂 |
| 4.1.4 仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 微生物脱色率测定 |
| 4.2.2 化学法脱色率测定 |
| 4.2.3 响应面优化脱色条件 |
| 4.2.4 基因克隆方法 |
| 4.2.5 azo R基因表达载体重组 |
| 4.2.6 azo R重组载体转化E.coli BL21 |
| 4.2.7 azoR基因重组子筛选鉴定 |
| 4.2.8 azoR基因重组子功能检测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Halomonas菌属高效脱色菌筛选及其脱色条件优化 |
| 4.3.2 Halomonas sp. B01 azo R重组表达 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 印染废水综合净化处理 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 样品 |
| 5.1.2 试剂 |
| 5.1.3 仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 色度测定方法 |
| 5.2.2 COD测定方法 |
| 5.2.3 悬浮物测定方法 |
| 5.2.4 氨氮浓度测定方法 |
| 5.3 印染废水成分综合处理 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（8）基于短程硝化—厌氧氨氧化—反硝化处理高氨氮氧化铁红废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氧化铁红废水早期研究概况 |
| 1.3 废水脱氮简介 |
| 1.3.1 物化脱氮法 |
| 1.3.2 生物脱氮法 |
| 1.4 生物脱氮研究进展 |
| 1.4.1 反硝化 |
| 1.4.2 厌氧氨氧化 |
| 1.4.3 PN-ANAMMOX |
| 1.4.4 自养脱氮 |
| 1.4.5 厌氧氨氧化的驯化及影响因素 |
| 1.4.6 厌氧氨氧化的气体排放研究 |
| 1.4.7 厌氧氨氧化污泥的储存及复活 |
| 1.5 厌氧氨氧化工程应用概况 |
| 1.6 课题信息 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 1.6.5 创新点 |
| 第二章 氧化铁红废水亚硝化的稳定性研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料及装置 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验装置设计 |
| 2.3 实验设计与分析方法 |
| 2.3.1 碱度投加对亚硝化率的影响 |
| 2.3.2 碱度供体分析 |
| 2.3.3 ZMBR部分亚硝化 |
| 2.3.4 微生物群落结构和丰度检测 |
| 2.3.5 生物膜QPCR |
| 2.3.6 分析方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 氧化铁红废水单级ZBAF亚硝化 |
| 2.4.2 氧化铁红废水两级ZBAF亚硝化 |
| 2.4.3 ZMBR亚硝化研究 |
| 2.4.4 沸石表面微生物膜SEM分析 |
| 2.4.5 微生物结构及丰度分析 |
| 2.4.6 生物膜QPCR分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 氧化铁红废水的厌氧氨氧化脱氮研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与装置 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置 |
| 3.3 实验设计与分析方法 |
| 3.3.1 S-ANAMMOX的启动及驯化 |
| 3.3.2 N-ANAMMOX的启动及驯化 |
| 3.3.3 微生物结构和相对丰度 |
| 3.3.4 颗粒污泥的形貌及EPS含量 |
| 3.3.5 颗粒污泥微量元素检测 |
| 3.3.6 ZBAF-CANON的启动及控制策略 |
| 3.3.7 主成分分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 S-ANAMMOX的脱氮分析 |
| 3.4.1.1 S-ANAMMOX的启动及运行 |
| 3.4.1.2 S-ANAMMOX的影响因素分析 |
| 3.4.1.3 S-ANAMMOX微生物结构变化 |
| 3.4.2 N-ANAMMOX的脱氮分析 |
| 3.4.2.1 不同污泥形态的N-ANAMMOX脱氮性能 |
| 3.4.2.2 微生物群落结构变化分析 |
| 3.4.2.3 颗粒污泥的形貌变化 |
| 3.4.2.4 颗粒污泥EPS分析 |
| 3.4.2.5 颗粒污泥微量元素含量分析 |
| 3.4.3 组合工艺ZBAF-CANON的脱氮分析 |
| 3.4.3.1 混合碱度对进水PH的影响 |
| 3.4.3.2 ZBAF-CANON的启动及运行 |
| 3.4.3.3 微生物结构及相对丰度分析 |
| 3.4.3.4 微生物代谢路径 |
| 3.4.4 不同类型厌氧氨氧化的物种结构PCA分析 |
| 3.4.5 三种脱氮途径对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 氧化铁红废水的深度脱氮研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料及装置 |
| 4.3 实验设计与分析方法 |
| 4.3.1 氧化铁红废水脱氮流程设计 |
| 4.3.2 分析方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 完全亚硝化与部分亚硝化 |
| 4.4.2 硝化-反硝化与亚硝化-反硝化 |
| 4.4.3 组合工艺药剂使用分析 |
| 4.4.4 碳源的选择及脱氮性能 |
| 4.4.5 氧化铁红废水深度脱氮控制 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 亚硝化-厌氧氨氧化中试研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验方法及装置 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 实验装置流程及现场图 |
| 5.3 实验设计及分析方法 |
| 5.3.1 氧化铁红废水的预处理 |
| 5.3.2 碱度控制 |
| 5.3.3 实验分析方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 影响因素及对策 |
| 5.4.2 运行及脱氮分析 |
| 5.4.3 工艺改进及建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化脱氮效能的影响及强化机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国高盐高腐殖酸废水处理现状 |
| 1.1.1 高盐高腐殖酸废水来源及水质特点 |
| 1.1.2 高盐高腐殖酸废水生物脱氮的问题 |
| 1.2 生物脱氮工艺研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.3 厌氧氨氧化工艺 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化脱氮工艺的特点 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化脱氮工艺的研究现状 |
| 1.4 课题的目的意义及研究内容 |
| 1.4.1 目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 盐分对厌氧氨氧化脱氮效能的影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设计与运行 |
| 2.2.3 接种污泥和合成废水 |
| 2.2.4 常规指标分析 |
| 2.2.5 胞外聚合物(EPS)组分及含量变化分析 |
| 2.2.6 傅里叶红外光谱(FITR) |
| 2.2.7 电子传递活性(INT-ETS)分析 |
| 2.2.8 Zeta电位分析 |
| 2.2.9 化学计量比和SAA活性计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 盐分对厌氧氨氧化脱氮效能的影响 |
| 2.3.2 污泥(SAA)活性变化 |
| 2.3.3 胞外聚合物(EPS)变化分析 |
| 2.3.4 傅里叶红外官能团(FTIR)分析 |
| 2.3.5 电子传递活性(INT-ETS)和Zeta电位分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 腐殖酸对厌氧氨氧化脱氮效能的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验设计与运行 |
| 3.2.2 接种污泥和合成废水 |
| 3.2.3 常规指标分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 腐殖酸对厌氧氨氧化脱氮效能的影响 |
| 3.3.2 污泥活性(SAA)分析 |
| 3.3.3 EPS变化分析 |
| 3.3.4 傅里叶红外官能团(FTIR)分析 |
| 3.3.5 电子传递活性(INT-ETS)和Zeta电位分析 |
| 3.3.6 UV/V光谱 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 固相反硝化耦合厌氧氨氧化性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 反应器启动与运行 |
| 4.2.2 合成污水 |
| 4.2.3 微生物活性测试 |
| 4.2.4 样品检测分析 |
| 4.2.5 三维荧光光谱(EEM) |
| 4.2.6 总氮去除贡献率计算 |
| 4.2.7 微生物菌群分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同玉米芯投加量下反应器性能变化 |
| 4.3.2 玉米芯固相碳源有机物变化 |
| 4.3.3 总氮去除贡献率 |
| 4.3.4 反应器微生物活性变化 |
| 4.3.5 微生物菌群分析 |
| 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 |
（10）沸石-序批式反应器的印染丝光高氨氮废水低碳脱氮处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题背景 |
| 1.3 液氨丝光废水概述 |
| 1.3.1 液氨丝光废水简介 |
| 1.3.2 高氨氮废水的危害 |
| 1.4 高氨氮废水脱氮工艺 |
| 1.4.1 物化脱氮方法 |
| 1.4.2 生物处理方法 |
| 1.5 亚硝化的实现方式 |
| 1.5.1 高温方式 |
| 1.5.2 溶解氧与曝气策略 |
| 1.5.3 游离氨与游离亚硝酸 |
| 1.5.4 污泥停留时间 |
| 1.6 部分亚硝化的实现方式 |
| 1.6.1 碱度投加量 |
| 1.6.2 曝气时间或水力停留时间 |
| 1.7 主要研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的与意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 沸石-序批式反应器(ZSBR) |
| 2.1.2 上流式厌氧过滤床反应器(UBF) |
| 2.1.3 上流式污泥床反应器(USB) |
| 2.2 实验用水与接种污泥 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 实验所用试剂及仪器 |
| 2.4 实验流程 |
| 2.4.1 ZSBR的亚硝化与部分亚硝化 |
| 2.4.2 亚硝化-反硝化工艺 |
| 2.4.3 部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 2.4.4 具体实验流程 |
| 2.5 水质监测方法 |
| 2.6 高通量测序 |
| 第三章 ZSBR稳定亚硝化及部分亚硝化的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ZSBR的稳定亚硝化实验 |
| 3.2.1 ZSBR的快速启动 |
| 3.2.2 ZSBR亚硝化快速启动机理 |
| 3.2.3 典型周期运行情况 |
| 3.2.4 ZSBR系统的崩溃与恢复 |
| 3.2.5 ZSBR处理液氨丝光废水原水 |
| 3.3 亚硝氮对AOB的抑制 |
| 3.3.1 高浓度亚硝氮对AOB的影响 |
| 3.3.2 FNA对 AOB的抑制 |
| 3.4 ZSBR部分亚硝化的启动 |
| 3.4.1 液氨丝光废水原水的部分亚硝化 |
| 3.4.2 稀释后的液氨丝光废水的部分亚硝化 |
| 3.5 本章结论 |
| 第四章 基于ZSBR亚硝化的新型脱氮工艺 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 亚硝化-反硝化工艺 |
| 4.2.1 反硝化启动情况 |
| 4.2.2 碳源种类及碳氮比对反硝化的影响 |
| 4.2.3 反硝化回流对ZSBR亚硝化的影响 |
| 4.3 部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 4.3.1 厌氧氨氧化反应器的启动 |
| 4.3.2 不同进水比例对厌氧氨氧化的影响 |
| 4.4 本章结论 |
| 第五章 两种新型脱氮工艺的要素变化分析、经济性分析和生物学分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 亚硝化-反硝化各单元典型要素变化分析 |
| 5.3 部分亚硝化-厌氧氨氧化各单元典型要素分析 |
| 5.4 两种新型生物脱氮工艺经济性分析 |
| 5.5 微生物群落分析 |
| 5.5.1 ZSBR微生物群落分析 |
| 5.5.2 USB微生物群落分析 |
| 5.5.3 UBF微生物分析 |
| 5.6 本章结论 |
| 第六章 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:答辩委员签名的答辩决议书 |
四、高浓度氨氮废水脱氮效果影响因素分析（论文参考文献）
- [1]稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制[D]. 苏昊. 江西理工大学, 2021
- [2]剩余污泥作为反硝化外加碳源的制备及应用[D]. 王开乐. 大连理工大学, 2021(01)
- [3]部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究[D]. 李彬娟. 西安建筑科技大学, 2021
- [4]一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究[D]. 万佳铭. 扬州大学, 2021(08)
- [5]基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究[D]. 冯强. 西华大学, 2021(02)
- [6]高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究[D]. 左陆珅. 北京交通大学, 2020(02)
- [7]印染废水综合净化技术研究[D]. 董文博. 大连海事大学, 2020(01)
- [8]基于短程硝化—厌氧氨氧化—反硝化处理高氨氮氧化铁红废水的研究[D]. 冯兴会. 华南理工大学, 2020(02)
- [9]盐分和腐殖酸对厌氧氨氧化脱氮效能的影响及强化机制研究[D]. 张斌. 合肥工业大学, 2020(02)
- [10]沸石-序批式反应器的印染丝光高氨氮废水低碳脱氮处理研究[D]. 周松伟. 华南理工大学, 2020(02)