一、负荷及金属离子对ABR颗粒污泥及运行特性的影响（论文文献综述）
张超[1]（2021）在《基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究》文中指出西北干旱地区农灌水资源匮乏,但该地区生活污水水量较大、水质较稳定,可作为农灌用水的重要来源。然而,该地区生活污水中部分污染物含量超标,无法直接用于农田灌溉,且当地生活污水处理标准较高,既增加了污水处理的费用,又未能回收污水中的营养元素（氮和磷）。故急需研发出一套适用于西北干旱地区生活污水农灌利用的处理技术,使其出水在达到所有农作物灌溉水质标准的前提下,较好地保留污水中的氮磷,从而实现水和肥的双重资源化。针对以上问题,前期选用了ABR—CRI（厌氧折流板反应器—人工快速渗滤）组合技术,并对其结构设计进行了改进及运行参数进行了优化。在此基础上,本论文主要是在最佳工况下两组ABR和三组CRI运行稳定后,研究了添加弹性填料对ABR去除污染物的影响,以及增加填料高度和机械通风对CRI去除污染物的影响,从而建立一套适用于西北干旱地区生活污水农灌利用的处理技术。通过高通量测序技术,揭示了添加弹性填料对ABR处理效果的影响和ABR中细菌和古菌群落结构组成及丰度变化之间的关系,以及增加填料高度和机械通风对CRI处理效果的影响和CRI中细菌群落结构组成及丰度变化之间的关系。得出如下结论:（1）添加弹性填料使ABR的平均COD、SS、总汞、铬（六价）和铅的去除率分别提高了3.55%、4.77%、16.28%、3.03%、2.22%,且对总氮和总磷的去除率影响很小（分别降低了0.96%和1.39%）。所以,应选择有弹性填料ABR作为西北干旱地区生活污水农灌利用的前处理技术,但有弹性填料ABR的出水未达到农田灌溉水质标准,故需对其出水进行后续处理。（2）添加弹性填料使ABR中的生物量有所增加,从而加剧了细菌和古菌群落对有机物的争夺,一些细菌和古菌群落在对有机物的争夺中处于优势或劣势,导致其出现增殖或衰亡,而有机物浓度的差异分布使ABR中细菌和古菌群落结构组成、丰度及亲缘关系发生了不同程度的变化。（3）添加弹性填料对ABR中与脱氮除磷相关的菌群影响很小,所以添加弹性填料对ABR中氮磷的转化和去除影响很小。添加弹性填料提高了ABR中多数与有机物降解和产甲烷阶段相关菌群的平均相对丰度,其中,第1隔室中互养菌门的相对丰度提高了10.31%,第2隔室中甲烷杆菌属的相对丰度提高了13.24%,第3隔室中互养菌门、绿弯菌门和甲烷杆菌属的相对丰度分别提高了5.13%、8.75%和10.44%,第4隔室中甲烷杆菌属的相对丰度提高了4.71%,且弹性填料可以有效拦截污水中呈悬浮状的有机物,所以添加弹性填料有利于ABR对有机物的转化和去除。（4）增加填料高度使CRI的平均COD、总氮、总磷、总汞、总砷和铅去除率分别提高了3.77%、3.73%、25.85%、20.76%、3.75%和83.64%。增加机械通风使CRI的平均COD和总磷去除率分别提高了3.21%和3.05%,平均总氮去除率降低了2.45%,从而有利于污水中氮的保留。由于CRI不排泥,故从长远考虑,CRI对总磷的去除可以忽略不计。三组CRI的出水都达到了所有农作物的灌溉水质标准,所以,当气温较高且进水有机负荷和水力负荷较小时,可选择CRI1作为西北干旱地区生活污水农灌利用的后处理技术;但当进入冬季或进水有机负荷和水力负荷较大时,应选择CRI2作为西北干旱地区生活污水农灌利用的后处理技术,以保证CRI的出水能够长期稳定地达到所有农作物的灌溉水质标准。（5）增加填料高度延长了污水与填料及其表面微生物的接触时间,增加机械通风改变了CRI中的氧环境,从而影响了一些细菌群落的生长和繁殖,一些细菌群落在特定的营养物浓度和氧环境中处于优势或劣势,导致其出现增殖或衰亡,从而使CRI中细菌群落结构组成、丰度及亲缘关系发生了不同的变化。（6）增加填料高度不仅延长了污水与填料及其表面微生物的接触时间,而且使CRI在0.8 m处硝化螺旋菌门的平均相对丰度提高了3.11%,所以增加填料高度有利于CRI中有机物和磷的去除及硝化作用的进行。增加机械通风使CRI在0.3 m和0.8 m处变形菌门的平均相对丰度分别提高了4.81%和13.86%,在0.8 m和1.3 m处拟杆菌门的平均相对丰度分别降低了2.34%和4.59%,所以增加机械通风有利于CRI中有机物和磷的去除,但不利于反硝化作用的进行。
李洋[2]（2020）在《UASB反应器快速启动实验研究》文中提出近年来,我国工农业迅速发展,水污染情况越来越严重,废水的有效处理成为我国人民首要考虑的问题。上流式厌氧污泥床反应器（Up-flow Anaerobic Sludge Blanket,UASB）不仅可以有效地降解废水中有机物、培养出性能较好的颗粒污泥,还可以减少污染,故在厌氧处理废水中被广泛应用。厌氧颗粒污泥（Anaerobic Granular Sludge,AGS）的形成是UASB反应器成功启动的象征,也是保证反应器稳定正常运行的一个重要关建。但AGS的形成影响因素较多,时刻影响着UASB反应器的启动,导致反应器启动时间相对较长。因此,本实验将以添加阳离子、改变有机负荷方式和不同进水水质对反应器启动过程中的影响进行研究,并对此过程中各指标的变化情况及反应器的运行效果进行综合分析,意在可以快速地培养出厌氧颗粒污泥,探索UASB反应器快速启动的条件,为实际应用提供参考。研究结果如下:（1）当阳离子的投加量为100mg/L时,可以有效地增加污泥浓度,提高污泥性能,增强产气效果,促进AGS的形成,其中,Mg2+对污泥颗粒化促进效果最明显,Ca2+促进作用稍差,Fe2+的促进作用最弱。实验结束时,测得Mg2+反应器内VSS增长8.91g/l,VSS/TSS增长率为36.23%,粒径为0.25～0.5mm的颗粒污泥为14.2%,粒径≥0.5mm的颗粒污泥所占比例为4.6%。（2）通过增加反应器的进水COD浓度、缩短HRT及二者结合的三种不同方式提高反应器有机负荷,实验结束时,N3有机负荷达到5.25kgCOD/（m3·d）,超过设计负荷5kgCOD/（m3·d）,N2为4.16kgCOD/（m3·d）,N1仅为3.5kgCOD/（m3·d）,说明同时提高进水COD浓度、缩短HRT可以快速提高反应器OLR,在较短时间内使反应器迅速达到设计负荷。（3）以模拟废水掺杂实际废水（R1反应器）和以实际废水（R2反应器）为进水水质启动反应器,结果表明两种情况下均可以完成反应器的启动,但前者比后者要提前10d完成启动。实验结束时,两个反应器内污泥活性均比较高,粒径小于0.1mm的颗粒污泥居多,R1反应器内粒径大于0.45mm的污泥为13%,R2反应器仅为8%。
陈召[3]（2020）在《氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究》文中进行了进一步梳理氮肥行业废水由于排放量大、成分复杂且C/N（COD/TN）比较低,因而难以高效处理。采用传统硝化反硝化工艺进行处理时不仅能耗高,而且需要添加大量有机碳源。自养脱氮工艺可在不消耗有机碳源的条件下进行脱氮,适合处理低C/N比的废水,是可持续污水处理技术的重要组成单元。因此,本文采用自养脱氮工艺处理氮肥废水,并结合厌氧消化工艺对氮肥废水中的有机物进行部分回收,从工艺的启动,氮肥废水中有毒物质的影响以及实际氮肥废水处理效果等方面展开了试验研究。首先对厌氧消化和自养脱氮工艺的启动策略及运行参数控制进行了研究。分别采用上流式厌氧污泥床（Up-flow anaerobic sludge blanket,UASB）、序批式厌氧反应器（Anaerobic sequencing batch reactor,AnSBR）和厌氧膜生物反应器（Anaerobic membrane bioreactor,AnMBR）三种反应器启动厌氧消化工艺。采用UASB反应器,在温度为2530℃,pH为8.08.5,水力停留时间（Hydraulic retention time,HRT）为4.5 h,回流比为15的条件下,COD去除负荷达到2.44 kg COD/（m3·d）,产气量约为60.04 L/kg COD。采用AnSBR反应器,在温度为2530℃,pH为8.08.5,HRT为16 h的条件下,实现了0.54 kg COD/（m3·d）的去除负荷。采用AnMBR反应器,在2530℃,pH为8.08.5,HRT为11 h的条件下,实现了0.36 kg COD/（m3·d）的去除负荷。厌氧消化过程的主要产甲烷菌属为Methanothrix;分别采用滤柱和膜生物反应器（Membrane bioreactor,MBR）启动了厌氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxidation process,ANAMMOX）和全程自养脱氮（Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite,CANON）。ANAMMOX滤柱在温度为2530℃,pH为7.88.2,HRT为11.5 h的条件下,总氮去除率和总氮去除负荷达到87.8%和0.8 kg N/（m3·d）。CANON反应器则在曝气量为0.200.25 L/min,pH为7.68.0,HRT为7.58 h的条件下,实现了84.9%的总氮去除率和0.55 kg N/（m3·d）的总氮去除负荷。自养脱氮过程中,好氧氨氧化菌（Aerobic ammonia-oxidizing bacteria,AerAOB）和厌氧氨氧化菌（Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria,AnAOB）的代表性菌属分别为Nitrosomonas和Candidatus Kuenenia。考虑到氮肥废水中可能存在的重金属、硫化物和硫酸盐,以及氮肥废水输送过程中可能引入的纳米颗粒及抗生素等新兴污染物,对厌氧消化和自养脱氮工艺在上述有毒物质影响下的稳定性及影响机理进行了研究。150 mg/L的重金属离子对厌氧消化过程没有明显影响。2001600 mg/L的硫酸盐对厌氧消化污泥的COD去除效果没有明显影响,但增加了厌氧消化过程的产气量,硫酸盐还原与厌氧消化的竞合关系促进了COD的去除,实现了废水中碳和硫的协同去除。硫化物对厌氧消化的短期和长期抑制阈值分别为5和50 mg/L,系统在50100 mg/L硫化物的胁迫下虽然受到抑制,但表现出较好的自适应性,且硫化物对厌氧消化的抑制作用完全可逆的;对于自养脱氮系统,1mg/L的Zn（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）对AnAOB活性产生抑制,但CANON系统表现出了较好的稳定性。500 mg/L的硫酸盐对CANON系统有轻微抑制,胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）的分泌有助于维持微生物活性。5 mg/L的硫化物浓度可对CANON过程产生影响,50100 mg/L的硫化物严重抑制CANON过程,但抑制作用可逆;CANON系统在硫化物的长期胁迫下诱导出硫自养反硝化,为氮、硫的协同去除提供了可能。1 mg/L的纳米颗粒对亚硝化有促进作用,但严重抑制ANAMMOX活性,抗生素与纳米颗粒的同时存在会对自养脱氮系统产生联合抑制作用;基于以上研究结果,UASB去除负荷更高,CANON工艺耐冲击性好,将UASB厌氧消化与CANON工艺串联,以实际氮肥废水逐步代替人工配水,经组合工艺处理后,出水COD浓度低至2.0 mg/L,出水氨氮浓度低于5.0 mg/L,出水总氮浓度低于10mg/L,优于《河南省合成氨工业水污染物排放标准》（DB 41/538-2017）中相关污染物的排放限值。在此过程中,反硝化菌得到诱导,与AerAOB和AnAOB的协同作用,完成了反应器内碳、氮的同步高效去除。相较于传统工艺,大大节省了物耗和能耗,并实现了部分能源的回收。
孙威威[4]（2020）在《Ca2+、Mg2+对垃圾渗滤液厌氧生物处理的影响》文中研究指明焚烧厂垃圾渗滤液中高浓度的钙镁离子(Ca2+、Mg2+)一直是渗滤液厌氧生物处理中的难题,由于Ca2+、Mg2+可能会影响微生物活性及功能发挥,从而影响生物处理的效果,因此对于Ca2+、Mg2+对厌氧生物处理影响的研究非常重要。然而,目前国内外对于Ca2+、Mg2+对垃圾渗滤液厌氧生物处理影响的研究较少,故该试验采用厌氧序批式反应器（ASBR）对合肥市某垃圾焚烧厂硝化池回流污泥进行驯化培养,研究当Ca2+、Mg2+浓度分别为0、5、10、15、25、35、50、75、100 mmol/L时对于各反应器出水水质指标的影响,并对Ca2+、Mg2+作用下微生物胞外聚合物（EPS）组成及官能团的影响进行探究。试验结论如下:（1）ASBR的启动研究结果表明:整个启动过程历时74 d,进水COD浓度由2250 mg/L提升至22420 mg/L;随着容积负荷的提升,出水COD去除率呈现上升趋势,到启动阶段结束时容积负荷由初始的0.57 kgCOD/（m3·d）升高到5.68 kgCOD/（m3·d）,启动阶段结束时反应器出水COD去除率由启动初期的57.33%上升到90.87%;整个启动过程中反应器出水VFA浓度基本保持在800 mg/L以下,出水pH值在7.07.8范围内且整体呈现上升趋势,ORP值基本保持在-400 mV到-440 mV之间。试验结果表明ASBR反应器启动成功。（2）不同Ca2+、Mg2+浓度（0、5、10、15、25、35、50、75、100 mmol/L）对焚烧厂垃圾渗滤液厌氧处理的影响的研究结果表明,Ca2+、Mg2+浓度为15 mmol/L时,反应器整体运行效果最好,此时辅酶F420浓度和出水COD去除效率达到最高;出水pH值随Ca2+、Mg2+浓度升高整体呈现下降趋势;MLSS随进水Ca2+、Mg2+浓度升高而升高,MLVSS与MLSS/MLVSS在进水Ca2+、Mg2+浓度低于15 mmol/L时随Ca2+、Mg2+浓度升高而升高,在15 mmol/L时分别达到最高值11644 mg/L和0.69,此后随Ca2+、Mg2+浓度升高呈降低趋势。（3）采用三维荧光光谱技术对反应器出水溶解性有机物（DOM）进行研究,研究结果表明,出水溶解性有机物中荧光类物质主要有3种,添加Ca2+、Mg2+对反应器出水溶解性有机物荧光类物质种类没有影响,但荧光峰强度有明显变化,在Ca2+、Mg2+浓度较低时（≤15 mmol/L）类蛋白类荧光-色氨酸类荧光和类酪氨酸蛋白类物质荧光峰强度呈现下降趋势,随着进水Ca2+、Mg2+浓度的升高（>15 mmol/L）出水荧光峰强度呈现上升趋势。（4）采用化学方法结合三维荧光（EEMs）和傅里叶变换红外光谱（FT-IR）对胞外聚合物（EPS）组成中物质的影响及官能团的影响特征进行研究,研究结果表明,Ca2+、Mg2+浓度的升高会引起厌氧活性污泥中胞外聚合物总量明显上升,在不同浓度Ca2+、Mg2+作用下的厌氧活性污泥中胞外聚合物总量分别为62.50、64.69、68.21、68.61、76.40、78.70、83.17、87.92和113.69 mg/gVSS,当Ca2+、Mg2+浓度从0 mmol/L提升到100 mmol/L时蛋白质（PN）含量由46.60 mg/gVSS增加到87.64 mg/gVSS,多糖（PS）含量由15.89 mg/gVSS增加到26.04 mg/gVSS,Ca2+、Mg2+浓度对PN含量的影响远高于PS。三维荧光光谱表征结果表明,Ca2+、Mg2+的添加没有改变荧光峰的种类,厌氧反应器胞外聚合物主要存在5个荧光峰,Ca2+、Mg2+浓度对荧光峰强度影响较大,其中富里酸荧光峰与辅酶F420随着进水Ca2+、Mg2+浓度升高的均呈现先上升后降低的变化趋势;傅里叶变换红外光谱结果表明,随着进水Ca2+、Mg2+浓度的变化酰胺I的C=O伸缩振动吸收峰和蛋白质二级结构的C=O伸缩振动峰出现了明显的偏移,多糖中O-H或者C-O振动吸收峰也出现了明显的差异,进水添加Ca2+、Mg2+时相对于未添加Ca2+、Mg2+时出现了含硫磷基团的吸收峰,且伴随进水Ca2+、Mg2+浓度的升高,吸收峰强度不断减弱直至消失。焚烧厂垃圾渗滤液中高浓度的Ca2+、Mg2+是渗滤液厌氧生物处理中的难题。该试验研究Ca2+、Mg2+对焚烧厂垃圾渗滤液厌氧生物处理过程中出水效果及EPS的影响是解决渗滤液厌氧生物处理的关键,具有一定的现实意义及科学价值。图[20]表[7]参[110]
师旭军[5]（2020）在《弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究》文中进行了进一步梳理为解决干旱半干旱地区农村污水无出路问题,改善水环境污染的现状,本文探究了农村生活污水处理资源化工艺,以从聚酰胺与聚烯烃类中筛选出的抗老化、耐温及耐腐蚀的优质材料为弹性填料,研究装有弹性填料的ABR与未装弹性填料的ABR处理农村生活污水,通过两组ABR装置的间歇启动、不同工况下对污染物的去除效果、稳定运行下对各项农灌污染物的去除和对营养物的保留转化,及对DOM的变化、厌氧颗粒污泥性能的“同步”对比实验,研究弹性填料对ABR处理农村生活污水的影响,主要得到如下结论:通过逐级降低水力停留时间（HRT）为24 h、18 h、12 h的方式间歇启动两组ABR装置,装有弹性填料的ABR启动时间较未装填料的ABR减少了7 d,弹性填料有利于提高ABR对COD的去除率和缩短ABR的间歇启动时间;同时降低了ABR隔室的ORP,有利于形成厌氧微生物的生长环境;弹性填料能小幅度提高ABR隔室pH值和碱度,使厌氧环境保持适宜的pH范围,但对各隔室VFA浓度影响较小。在不同工况运行阶段,随着HRT在24 h、18 h、12 h的逐渐缩短,两组ABR装置对COD和SS的去除率出现小幅度的波动,但装有弹性填料的ABR在绝大多数时间内对COD和SS的去除率高于未装填料的ABR,对氮磷的去除率都较低且差异不大,弹性填料有利于提高ABR对COD和SS的去除率,增强ABR的抗水力冲击的能力。随着温度在35℃、25℃至16℃的降低过程中,两组ABR对COD、SS、总磷及总氮的平均去除率均出现下降,但弹性填料ABR对COD和SS去除率高于未装填料的ABR,弹性填料有利于ABR提高COD和SS的去除率及抗低温性能,对氮磷的去除率影响很小。有机负荷分别在0.25 kg/（m3·d）、0.33 kg/（m3·d）至0.42 kg/（m3·d）升高的过程中,两组ABR的对COD的平均去除率出现上升,对SS平均去除率降低,氮磷的去除率出现小幅度的上升,弹性填料有利于提高ABR对COD和SS去除率和抗有机负荷冲击能力。在稳定运行阶段,在HRT=24 h的条件下,两组ABR对COD的去除率分别是58.70%（有填料）、55.77%（无填料）;对SS的去除率分别是88.42%（有填料）、83.65%（无填料）;装有弹性填料的ABR前两隔室的氨氮的增加幅度相对后两隔室较大,两组ABR各隔室的总氮、硝态氮、亚硝态氮及总磷的变化很小,对氮磷保留效果较好,弹性填料有助于提高ABR对COD和SS的去除率,出水满足均达到《农田灌溉水质标准》（GB5084-2005）。在稳定运行阶段,两组ABR对LAS的去除率分别是40.96%（有填料）、39.16%（无填料）;两组ABR对全盐量的去除率分别是10.97%（有填料）、6.38%（无填料）;进水中各项重金属浓度较低,ABR出水中绝大多数农灌重金属指标（总砷、铅、铬及隔）低于《农田灌溉水质标准》GB 5084-2005,弹性填料能提高ABR对LAS、全盐量及重金属的去除率,但对粪大肠菌群数的去除影响较小。对ABR离子色谱和三维荧光光谱的分析表明,弹性填料能够提高ABR第一隔室内甲酸、乙酸、丙酸的浓度,对去除腐殖酸类和溶解性微生物代谢产物等物质有促进作用,但对于ABR各隔室内的DOM的组成影响很小。对ABR颗粒污泥的研究结果表明,弹性填料对ABR隔室厌氧颗粒污泥的粒径的改变不明显,通过扫描电镜可观察到两组ABR第一隔室颗粒污泥表面有大量丝状菌,在后续隔室中均有所减少,而胞外聚合物有所增加,在能谱仪元素分析中,两组ABR内颗粒污泥表面可测得Al、Na、P、Ca、As、Fe、Pb、Hg及C、N、O元素,其中C、N、O三种元素占比较大,相比未装弹性填料的ABR,装有弹性填料的ABR内颗粒污泥表面重金属元素占比较低。对填料生物膜的FTIR光谱分析中,推测出填料上附着的污泥内含有脂类、糖类及芳香类等有机物,弹性填料可增加ABR内的生物量。
王政远[6]（2019）在《一体式厌氧氧化处理煤制乙二醇废水的研究》文中认为煤制乙二醇产业的发展,改变了传统煤化工行业粗放式的生产模式,同时也带来了一系列的环境问题。为了研发处理煤制乙二醇废水的新工艺,使其达到国家排放标准,本文利用泥膜共生一体式厌氧氨氧化工艺（IFAS-CANON,Integrated Fixed-film Activated Sludge process-Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）,进行了小试,中试以及示范工程的研究。通过分析脱氮效能,对比中试及示范工程微生物的群落结构特征,探究CANON工艺处理煤制乙二醇废水的可靠性和稳定性,为煤制乙二醇废水的处理以及CANON工艺的推广提供了实际支撑。（1）通过为期20天的小试研究,发现IFAS-CANON工艺的脱氮负荷最终稳定在0.25 kg/m3/d,且有望进一步提高,证明了 IFAS-CANON工艺的可行性;而颗粒污泥解体死亡,反应器脱氮效能迅速恶化,表明颗粒一体式厌氧氨氧化不适合处理煤制乙二醇废水。（2）通过为期150天的中试实验,验证系统的稳定性和可靠性。经过14天的运行,脱氮负荷稳定在0.1 kg/m3/d以上,成功启动了 IFAS-CANON工艺,在第77天,脱氮负荷达到最高0.58kg/m3/d;在第82天,系统受到高浓度NO--N抑制后,调整反应条件,在第92天成功恢复了脱氮作用,脱氮负荷达到0.21 kg/m3/d;第123-145天为高浓度NO2--N进水阶段,这一阶段主要是反硝化脱氮作用占主导,系统脱氮负荷稳定在0.4 kg/m3/d。为期148天的示范工程中,第51天开始,脱氮负荷达到0.1 kg/m3/d以上,成功启动了 IFAS-CANON工艺;第111天开始,系统进入稳定期,脱氮负荷维持在0.15-0.24 kg/m3/d。（3）通过高通量测序分析了中试系统和示范工程主要功能菌在门、纲、属水平上的丰度,均发现IFAS-CANON工艺的主要功能菌分布在不同形式的污泥中,厌氧氨氧化菌富集在生物膜填料上;反硝化菌和亚硝化菌富集在悬浮泥中。区别是,中试系统发现厌氧氨氧化菌Ca.Brocadia占绝对优势,而示范工程中厌氧氨氧化菌Ca.Kuenenia成为优势菌属,这与亚硝酸盐浓度梯度的变化有关。
赵璐[7]（2019）在《流固共筑生物膜ABR生物制氢系统的运行与产氢效能》文中提出经济的快速发展加快了化石能源的消耗,同时也促进了氢气等清洁能源的发展。生物制氢由于成本低廉,生产过程清洁无污染等优势得到了广泛认可。本实验依据生物制氢的原理,构建了流固共筑生物膜ABR生物制氢反应器。以糖蜜废水为底物对构建的反应器进行启动实验,并分别以糖蜜废水和甜高粱压榨废水为底物对启动成功的ABR反应器进行对比运行试验。研究结果表明,在温度为（35±1）℃,进水pH值在6.50～7.00之间,初始HRT为48 h,初始进水COD浓度为952.4 mg/L时启动反应器,通过对进水COD浓度及HRT的分阶段调控,在启动实验进行的第39 d,流固共筑生物膜ABR生物制氢反应器启动成功,COD去除率、pH值、ORP等指标开始稳定,集气瓶内开始有气泡产生,系统形成乙醇型发酵。分别以糖蜜废水和甜高粱压榨废水作为底物进行流固共筑生物膜ABR反应器的运行实验,结果表明,甜高粱压榨废水为底物运行反应器时的COD去除率最大值为53.9%,单日最大产氢量在进水COD浓度为7500 mg/L左右时达到最大值60.38 L/d,而以糖蜜废水为底物时的最大COD去除率达到了 75.7%,但产氢量最大值出现在COD浓度约为7000 mg/L时,约为48.2 L/d,说明以甜高粱压榨废水为底物运行的系统具有更优的产氢效能,但COD去除能力相对较差,可以考虑将其作为生物制氢底物应用。第一格室在启动运行过程中均保持着最大的COD去除能力,而第二、三格室的产氢能力最强,乙酸含量较高,说明第一格室的优势种群为产酸发酵菌群,而第二格室的优势种群产氢产乙酸菌,ABR系统始终保持良好的微生物分离特性。流固共筑生物膜ABR生物制氢反应器在启动运行过程中均表现出良好的稳定性,运行过程始终维持稳定的乙醇型发酵体系,且相对于普通ABR生物制氢反应器有更好的COD去除能力及产氢效能。
张硕[8]（2019）在《低温下金属离子与信号分子对厌氧氨氧化效能及其胞外聚合物的影响试验研究》文中研究表明厌氧氨氧化是在厌氧条件下将氨氮和亚硝态氮转化为氮气的生物过程。厌氧氨氧化工艺与传统硝化-反硝化生物脱氮工艺相比具有不需外加有机碳源、无需曝气、剩余污泥产量少等优点,具有良好的应用前景。然而,厌氧氨氧化菌是一种自养菌,其生长缓慢,世代时间长,而且对环境要求极为苛刻,在低温条件下,厌氧氨氧化菌的活性和沉降性极易受到影响。因此,如何在低温条件下提高菌种的活性以及沉降性则是该工艺的难点。本试验通过UASB反应器快速启动厌氧氨氧化,通过提高进水基质浓度以及减小水力停留时间来增大反应器的容积负荷。并采取逐渐降温的方式,考察中温启动阶段和降温阶段,厌氧氨氧化菌活性以及沉降性的变化情况。通过批式试验,在反应瓶中添加不同种类、不同浓度的金属离子以及信号分子来对厌氧氨氧化菌活性、电导率值、pH值、氧化还原电位以及胞外聚合物等多方面进行分析,得出对厌氧氨氧化促进效果最明显的金属离子及信号分子。根据短期试验结果,在15℃时,向UASB反应器内依次添加该金属离子和信号分子进行长期连续性试验研究,并对厌氧氨氧化菌活性、电导率值、pH值、氧化还原电位以及胞外聚合物等多方面进行分析。主要结论如下:（1）采用UASB反应器,接种一部分厌氧氨氧化颗粒污泥和一部分二沉池回流污泥的混合污泥,经过132d的运行,实现了厌氧氨氧化的快速启动。到达活性稳定期后,开始逐步提高进水基质负荷以富集厌氧氨氧化菌,当TN容积负荷由1.07kg/（m3·d）提高到2.17kg/（m3·d）,TN去除负荷相应地从0.94kg/（m3 d）提高到1.86kg/（m3 d）,颗粒污泥数量逐渐增多,污泥颜色逐渐变为鲜红色,颗粒污泥粒径在1-3mm。（2）通过批式试验证明,在15℃时,投加适宜浓度的Fe2+和Cu2+均对厌氧氨氧化有一定的促进作用,其中以Fe2+投加浓度为0.16mmol/几促进效果最明显。在反应过程中,通过调节环境cond值、pH值以及ORP值使厌氧氨氧化菌处于最适生长环境,使其具有较高的脱氮效果。投加Zn2+对厌氧氨氧化并没有促进作用。投加信号分子（3-oxo-C8-HSL）对厌氧氨氧化具有促进作用,投加量为5mL时,促进效果最好。（3）以厌氧氨氧化菌为接种物,在15℃低温条件下,采用UASB反应器进行长期连续流试验。依次向反应器中投加Fe2+和3-oxo-C8-HSL,研究对连续运行的厌氧氨氧化反应器活性及沉降性的影响。研究发现,连续投加浓度为0.16mmol/几的Fe2+对反应器脱氮效能产生抑制作用,降低Fe2+投加浓度为0.08mmol/L,反应器脱氮效能逐渐恢复并趋于稳定。投加浓度为0.67ng/L的3-oxo-C8-HSL时,厌氧氨氧化菌具有较高的活性,厌氧氨氧化具有较高的脱氮效率。
胡玉祺[9]（2017）在《改进型ABR处理农村生活污水的效能与污泥特征研究》文中提出随着我国经济不断发展,农村居民生活水平得到提高,农村生活污水排放量日益上升。本论文针对农村生活污水的处理问题,研究了改进型ABR的脱氮性能的提升措施、改进型ABR-植被缓冲带处理农村生活污水的效果与运行特征;通过对改进型ABR各格室中污泥的胞外聚合物进行组分检测及三维荧光分析,结合微生物群落结构特征鉴定,对改进型ABR的除碳脱氮特征进行了初步解析。取得研究结果如下:采用固定HRT和有机负荷的方式启动改进型ABR,运行45天后有机物去除效果稳定。通过提高氨氮负荷并延长HRT,在间歇曝气模式下达到了较高的脱氮效率;然后将氨氮负荷降低至50 mg/L并相应调整HRT,实现了模拟农村生活污水的高效脱氮。改进型ABR共运行384天,与植被缓冲带联用后,出水水质优于城镇污水一级A排放标准（GB18918—2002）。对于模拟农村生活污水,曝气格室HRT为16h（改进型ABR的HRT为48 h）,DO控制在0.7～1.5 mg/L之间（循环曝气程序约为曝气30 s,停止曝气4～5 min）,水温为31℃左右,植被缓冲带HRT为96 h时,改进型ABR出水中的CODCr、TN浓度分别为17.05 mg/L、15.01 mg/L,无除磷效果,经植被缓冲带处理后TN、TP浓度下降至0.78 mg/L、0.40 mg/L。其中,改进型ABR的CODCr去除率保持在90%以上,大部分有机物在第I格室得到去除;改进型ABR的TN去除率稳定至62%左右,脱氮过程中无明显NO2--N、NO3--N积累,可能发生了同步硝化反硝化或同步短程硝化反硝化;植被缓冲带对改进型ABR出水中TN、TP的去除率分别为95%、92%。改进型ABR处理农村生活污水,其前端格室的营养状况较好,污泥颗粒较大、有机物含量较高;后端格室营养状况较差,颗粒污泥解体严重。随着运行时间的延长,各格室污泥颗粒粒径整体呈下降趋势。由于缺乏有机碳源,后端格室污泥的EPS被反硝化过程消耗,与前端格室相比含量显着下降。污泥EPS中蛋白质含量最高,其次为腐殖酸,多糖含量最低;且TB-EPS中的有机物含量远高于slime和LB-EPS。污泥EPS的FRI分析表明:EPS中酪氨酸、色氨酸类物质含量最高,其次为溶解性微生物副产物,富里酸、腐殖酸类物质含量最低。此外,各格室污泥中的Ca、Al、Fe元素含量较高,第Ⅲ格室污泥的金属元素总含量最高。改进型ABR内的细菌种群丰富度远高于古菌。细菌主要以变形菌门、绿弯菌门、拟杆菌门为主,发现大量反硝化细菌,其中14%为自养菌,第Ⅲ、Ⅳ格室内反硝化细菌数量最多,相对丰度为50%左右,一定程度上验证了同步硝化反硝化或同步短程硝化反硝化过程的存在,并说明自养反硝化也起到了脱氮作用。曝气格室与厌氧格室之间的细菌群落结构存在较明显差异。各厌氧格室内存在一定量的产甲烷古菌。此外,由于DO浓度较低,改进型ABR内存在很多丝状菌,以021N型丝状菌、索氏产甲烷丝菌为主,同时观测到梭状芽胞杆菌、硫杆菌及球菌。各格室内丝状菌数量沿程减少,球菌杆菌数量沿程增加,可能与水质变化有关。曝气格室中的微生物种类最为丰富。由于缺乏有机碳源,各格室内均存在大量死亡裂解的微生物,尤其是第Ⅴ、Ⅵ格室。根据改进型ABR-植被缓冲带小试实验结果,设计了适用于洱海周边农村单个家庭（3～6人）和旅游型村镇的小型旅馆（40人）生活污水排水量的改进型ABR-植被缓冲带工艺,并绘制工艺图纸。
施恩[10]（2017）在《ABR厌氧消化过程的数值模拟与反应动力学分析》文中指出厌氧折流板反应器（ABR）,具有显着的生物相分离特征,对有机污染物的降解有序而高效,在有机废水处理领域受到了广泛关注,但其处理效能和运行稳定性有待进一步提高,有关厌氧消化过程的数值模拟和反应动力学分析,对于ABR的优化控制具有重要意义。本文以一个4格室ABR的运行为基础,针对其生化反应动力学过程、微生物生长动力学过程和物理化学反应动力学过程,分别构建了动力学模型,对ABR系统厌氧消化过程所涉及的生化反应、物化反应和微生物生长过程进行数值模拟和动力学分析。在挥发性悬浮固体（MLVSS）5.66 g L-1、进水生化需氧量（COD）2 g L-1、水力停留时间（HRT）2.0 d和35℃等条件下,采用施加进水碱度（Na HCO3,3.36 g L-1）和缩短HRT（2.0 d到1.0 d）的调控,4格室ABR可在30 d内达到稳定运行状态,此时各格室呈现出了明显的生物相分离特征,COD去除率高达94%左右。启动后的调控运行结果表明,ABR各个格室的有机挥发酸（VFAs）、p H、COD及产气量,均会受到HRT或进水COD浓度的影响。在进水COD浓度为4 g L-1的条件下,当HRT分阶段从2.0 d缩短至0.3 d时,VFAs出现积累,系统的p H从6.87.4下降为5.26.4,COD去除率大幅下降。在HRT 1.7 d的条件下,当进水COD浓度分阶段从2 g L-1提高至8 g L-1时,ABR前端格室的p H明显下降,但后端格室的p H无明显变化,MLVSS的显着提高使系统的甲烷产量和COD去除率分别从4.2 L d-1和88.0%增加到了18.0 L d-1和96.4%。将VFAs降解热力学抑制系数引入到厌氧消化1号模型（ADM1）中,构建了有机挥发酸模型,很好地模拟了ABR在启动运行期VFAs产生和降解的动力学过程,以及冲击负荷对ABR内厌氧消化过程的影响。其中,丁酸、丙酸、乙酸和H2的产酸化学计量学参数fbu,su、fpro,su、fac,su和fh2,su的置信区间分别为±0.028、±0.070、±0.050和±0.004。引入功能菌群生长概率方程,并与有机挥发酸模型耦合,构建了元胞自动机模型,模拟了ABR系统中产酸发酵、产氢产乙酸和产甲烷等功能菌群在颗粒污泥中的二维生长及扩散过程,以及ABR系统在不同p H条件下的VFAs和生物量分布。分析表明,p H为4.54.6的酸性环境,会显着抑制产氢产乙酸菌群和产甲烷菌群的生长,但有利于颗粒污泥中产酸发酵菌群的富集;p H为6.77.3的中性环境,会刺激产氢产乙酸和产甲烷菌群在颗粒污泥核心区域的富集,而产酸发酵菌群则主要分布于颗粒的外层,进而使颗粒污泥形成具有不同疏水性的多层结构。将液-气传质系数和生物截留系数引入到ADM1中,构建了ABR运行特征模型,模拟并分析了ABR在HRT调控下的VFAs、COD、产气量和生物量的变化特征。结果表明,HRT为1.02.0 d时,ABR系统的生物截留能力最强,其生物截留系数δ高达0.55,此时的产酸化学计量学参数fbu,su、fpro,su、fac,su和fh2,su均保持相对稳定,液-气传质系数kLa CH4、kLa CO2和kLa H2也都保持相对稳定。良好的生物截留能力和传质效能保证了废水有机物的降解转化效率,使ABR系统的COD去除率始终维持在90%以上。将基质降解动力学方程与甲烷发酵化学计量学方程耦合,构建了基质降解-甲烷发酵模型,模拟了ABR在进水COD浓度影响下的出水COD浓度和甲烷产量变化。反应动力学分析表明,VFAs对微生物活性的抑制系数Ki为关键动力学参数,在2.08.0 g L-1的范围内,进水COD浓度越高,Ki值越高,ABR系统对VFAs的耐受程度越强。将氢分压（PH2）引入产酸发酵动力学方程,构建了产酸发酵特征模型,模拟和分析了不同产酸发酵类型的特征。依据PH2校对的化学计量学参数（fac,su、fpro,su、fbu,su、fet,su和fh2,su）可对厌氧消化系统的产酸发酵类型进行判定,即:当（fac,su+fet,su）/（fbu,su+fpro,su+fac,su+fet,su+fh2,su）≥66.0%时,为乙醇型发酵;（fac,su+fbu,su）/（fbu,su+fpro,su+fac,su+fet,su+fh2,su）≥63.0%时,为丁酸型发酵;（fac,su+fpro,su）/（fbu,su+fpro,su+fac,su+fet,su+fh2,su）≥74.0%时,为丙酸型发酵。基于数值模拟与动力学分析,对ABR系统启动及调控的运行策略进行了探讨。结果表明,影响ABR启动、启动后的调控运行以及产酸发酵类型的关键因子分别是p H、OLR和PH2。适宜的pH为6.77.3,OLR为2.04.0 kg COD m-3 d-1（固定进水COD,改变HRT）或1.24.8 kg COD m-3 d-1（固定HRT,改变进水COD）。将PH2分别控制为00.07、0.070.31和0.310.50 atm,可使系统分别呈现为混合酸发酵、丙酸型发酵和丁酸型发酵,而在PH2大于0.50 atm的条件下,系统则会形成乙醇型发酵。
二、负荷及金属离子对ABR颗粒污泥及运行特性的影响（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、负荷及金属离子对ABR颗粒污泥及运行特性的影响（论文提纲范文）
（1）基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外污水资源化技术研究现状 |
| 1.3 ABR的研究现状 |
| 1.3.1 ABR的工作原理 |
| 1.3.2 ABR对工业废水的处理 |
| 1.3.3 ABR对生活污水的处理 |
| 1.3.4 ABR中的颗粒污泥 |
| 1.4 CRI的研究现状 |
| 1.4.1 CRI的工作原理 |
| 1.4.2 强化CRI脱氮除磷 |
| 1.4.3 CRI填料表面的微生物 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 2 实验材料、仪器和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 ABR中的弹性填料 |
| 2.1.3 ABR中的接种污泥 |
| 2.1.4 CRI中的填料 |
| 2.1.5 CRI上的风机 |
| 2.1.6 CRI上的时间继电器 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 ABR装置 |
| 2.2.2 CRI装置 |
| 2.2.3 ABR-CRI技术流程图 |
| 2.3 分析项目及测定方法 |
| 2.3.1 常规指标的测定 |
| 2.3.2 高通量测序分析方法 |
| 3 两组ABR对污染物的去除及污泥特性研究 |
| 3.1 两组ABR对污染物的去除效果研究 |
| 3.1.1 两组ABR对 COD的去除效果 |
| 3.1.2 两组ABR对SS的去除效果 |
| 3.1.3 两组ABR对氨氮的去除效果 |
| 3.1.4 两组ABR对硝态氮的去除效果 |
| 3.1.5 两组ABR对亚硝态氮的去除效果 |
| 3.1.6 两组ABR对总氮的去除效果 |
| 3.1.7 两组ABR对总磷的去除效果 |
| 3.1.8 两组ABR对重金属的去除效果 |
| 3.1.9 两组ABR各隔室中DOM的三维荧光光谱特征 |
| 3.2 两组ABR中的污泥特性研究 |
| 3.2.1 有弹性填料ABR各隔室中弹性填料上泥膜的外观及干重 |
| 3.2.2 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的粒径 |
| 3.2.3 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的表面形态 |
| 3.2.4 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的表面元素组成和比例 |
| 3.3 两组ABR进出水与农灌水质标准对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 两组ABR各隔室中菌群多样性分析 |
| 4.1 细菌群落中的OTU分析 |
| 4.1.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 4.1.2 门和属水平细菌群落中的OTU |
| 4.2 细菌Alpha多样性分析 |
| 4.2.1 细菌Alpha多样性指数 |
| 4.2.2 细菌物种累积曲线 |
| 4.2.3 细菌丰度等级曲线 |
| 4.3 细菌Beta多样性分析 |
| 4.3.1 细菌PCoA分析 |
| 4.3.2 细菌NMDS分析 |
| 4.3.3 细菌主成分分析(PCA) |
| 4.3.4 细菌UPGMA聚类分析 |
| 4.3.5 细菌组间差异显着性分析 |
| 4.3.6 细菌Adonis差异分析 |
| 4.4 古菌群落中的OTU分析 |
| 4.4.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 4.4.2 门和属水平古菌群落中的OTU |
| 4.5 古菌Alpha多样性分析 |
| 4.5.1 古菌Alpha多样性指数 |
| 4.5.2 古菌物种累积曲线 |
| 4.5.3 古菌丰度等级曲线 |
| 4.6 古菌Beta多样性分析 |
| 4.6.1 古菌PCoA分析 |
| 4.6.2 古菌NMDS分析 |
| 4.6.3 古菌主成分分析(PCA) |
| 4.6.4 古菌UPGMA聚类分析 |
| 4.6.5 古菌组间差异显着性分析 |
| 4.6.6 古菌Adonis差异分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 两组ABR各隔室中菌群分类组成和物种差异分析 |
| 5.1 各分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.1 门分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.2 纲分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.3 目分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.4 科分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.5 属分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.2 物种组成热图(细菌) |
| 5.3 MetagenomeSeq分析(细菌) |
| 5.3.1 两组ABR第1 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.2 两组ABR第2 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.3 两组ABR第3 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.4 两组ABR第4 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.4 LEfSe分析(细菌) |
| 5.5 各分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.1 门分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.2 纲分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.3 目分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.4 科分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.5 属分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.6 物种组成热图(古菌) |
| 5.7 MetagenomeSeq分析 |
| 5.7.1 不同ABR第1 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.2 不同ABR第2 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.3 不同ABR第3 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.4 不同ABR第4 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.8 LEfSe分析(古菌) |
| 5.9 本章小结 |
| 6 三组CRI对污染物的去除及填料表面特性研究 |
| 6.1 三组CRI对污染物的去除效果研究 |
| 6.1.1 三组CRI对 COD的去除效果 |
| 6.1.2 三组CRI对SS的去除效果 |
| 6.1.3 三组CRI对氨氮的去除效果 |
| 6.1.4 三组CRI对硝态氮的去除效果 |
| 6.1.5 三组CRI对亚硝态氮的去除效果 |
| 6.1.6 三组CRI对总氮的去除效果 |
| 6.1.7 三组CRI对总磷的去除效果 |
| 6.1.8 三组CRI对重金属的去除效果 |
| 6.1.9 三组CRI进出水中DOM的三维荧光光谱特征 |
| 6.2 三组CRI中的填料表面特性研究 |
| 6.2.1 三组CRI中的填料表面形态 |
| 6.2.2 三组CRI中的填料表面元素组成和比例 |
| 6.3 三组CRI进出水与农灌水质标准对比 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 三组CRI中菌群多样性分析 |
| 7.1 细菌群落中的OTU分析 |
| 7.1.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 7.1.2 门和属水平细菌群落中的OTU |
| 7.2 细菌Alpha多样性分析 |
| 7.2.1 细菌Alpha多样性指数 |
| 7.2.2 细菌物种累积曲线 |
| 7.2.3 细菌丰度等级曲线 |
| 7.3 细菌Beta多样性分析 |
| 7.3.1 细菌PCoA分析 |
| 7.3.2 细菌NMDS分析 |
| 7.3.3 细菌主成分分析(PCA) |
| 7.3.4 细菌UPGMA聚类分析 |
| 7.3.5 细菌组间差异显着性分析 |
| 7.3.6 细菌Adonis差异分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 三组CRI中菌群分类组成和物种差异分析 |
| 8.1 各分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.1 门分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.2 纲分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.3 目分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.4 科分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.5 属分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.2 物种组成热图 |
| 8.3 MetagenomeSeq分析 |
| 8.3.1 不同CRI在0.3 m处的细菌差异分析 |
| 8.3.2 不同CRI在0.8 m处的细菌差异分析 |
| 8.3.3 不同CRI在1.3 m处的细菌差异分析 |
| 8.4 LEfSe分析 |
| 8.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）UASB反应器快速启动实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 厌氧生物处理技术 |
| 1.2.1 厌氧处理技术原理 |
| 1.2.2 厌氧生物处理技术的发展 |
| 1.2.3 厌氧生物处理技术优缺点 |
| 1.3 UASB反应器研究进展 |
| 1.3.1 UASB反应器基本原理 |
| 1.3.2 UASB反应器的优缺点 |
| 1.3.3 UASB反应器启动影响因素 |
| 1.3.4 UASB反应器研究现状 |
| 1.4 厌氧反应器快速启动研究进展 |
| 1.4.1 厌氧颗粒污泥概述 |
| 1.4.2 厌氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.4.3 厌氧反应器快速启动研究现状 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 UASB反应器装置 |
| 2.1.2 摇床实验装置 |
| 2.1.3 实验废水 |
| 2.1.4 接种污泥 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.1.6 实验试剂 |
| 2.2 检测指标及方法 |
| 2.2.1 常规检测指标 |
| 2.2.2 挥发性脂肪酸(Volatile Fatty Acids,VFA)测定 |
| 2.2.3 碱度(ALK)测定 |
| 2.2.4 颗粒污泥粒径测定 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 阳离子对厌氧颗粒污泥快速形成的影响研究 |
| 2.3.2 OLR提高方式对UASB反应器快速启动的影响研究 |
| 2.3.3 进水水质对UASB反应器快速启动的影响研究 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 阳离子对厌氧颗粒污泥形成的影响研究 |
| 3.1.1 阳离子对污泥浓度变化的影响 |
| 3.1.2 阳离子对颗粒污泥粒径的影响 |
| 3.1.3 阳离子对污泥沉降比(SV)的影响 |
| 3.1.4 阳离子对产气量变化的影响 |
| 3.1.5 阳离子对COD去除率变化的影响 |
| 3.1.6 阳离子对pH的影响 |
| 3.1.7 小结 |
| 3.2 OLR提高方式对UASB反应器快速启动的影响研究 |
| 3.2.1 OLR变化规律 |
| 3.2.2 OLR提高方式对产气量变化的影响 |
| 3.2.3 OLR提高方式对COD去除率变化的影响 |
| 3.2.4 OLR提高方式对VFA变化的影响 |
| 3.2.5 OLR提高方式对pH的影响 |
| 3.2.6 OLR提高方式对VSS及 VSS/TSS变化的影响 |
| 3.2.7 小结 |
| 3.3 进水水质对UASB反应器快速启动的影响研究 |
| 3.3.1 进水水质对COD去除率变化的影响 |
| 3.3.2 进水水质对pH及VFA变化的影响 |
| 3.3.3 进水水质对VFA、ALK变化的影响 |
| 3.3.4 进水水质对产气量变化的影响 |
| 3.3.5 进水水质对OLR变化的影响 |
| 3.3.6 进水水质对污泥浓度变化的影响 |
| 3.3.7 进水水质对污泥粒径的影响 |
| 3.3.8 进水水质对污泥沉降性能的影响 |
| 3.3.9 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氮肥行业废水污染概述 |
| 1.1.1 氮肥行业废水来源 |
| 1.1.2 氮肥行业废水特点 |
| 1.1.3 氮肥行业废水危害 |
| 1.2 氮肥行业废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 物化处理技术 |
| 1.2.2 传统生物处理技术 |
| 1.3 可持续污水处理 |
| 1.4 厌氧消化工艺 |
| 1.5 自养脱氮工艺 |
| 1.5.1 ANAMMOX工艺 |
| 1.5.2 亚硝化-ANAMMOX工艺 |
| 1.5.3 CANON工艺 |
| 1.6 本课题的研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 接种污泥及实验用水 |
| 2.1.1 接种污泥 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 厌氧消化工艺启动 |
| 2.2.2 自养脱氮工艺启动 |
| 2.2.3 有毒物质对厌氧消化影响 |
| 2.2.4 有毒物质对自养脱氮影响 |
| 2.2.5 实际氮肥废水处理 |
| 2.3 试剂及仪器 |
| 2.3.1 主要实验试剂 |
| 2.3.2 主要实验仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 水质指标的测定及分析 |
| 2.4.2 胞外聚合物及溶解性微生物产物的测定 |
| 2.4.3 关键酶活性的测定 |
| 2.4.4 高通量测序 |
| 第三章 厌氧消化和自养脱氮工艺的启动 |
| 3.1 厌氧消化工艺启动 |
| 3.1.1 UASB厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.1.2 AnSBR厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.1.3 AnMBR厌氧消化的启动及稳定运行 |
| 3.2 自养脱氮工艺启动 |
| 3.2.1 ANAMMOX工艺的启动 |
| 3.2.2 CANON工艺的启动 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 氮肥废水中有毒物质对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.1 重金属对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.1.1 污染物去除效果变化 |
| 4.1.2 微生物特征变化 |
| 4.2 硫酸盐对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.2.1 硫酸盐对污染物去除的短期影响 |
| 4.2.2 硫酸盐对污染物去除的长期影响 |
| 4.3 硫化物对厌氧消化工艺的影响研究 |
| 4.3.1 硫化物对污染物去除的短期影响 |
| 4.3.2 硫化物对污染物去除的长期影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 氮肥废水中有毒物质对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.1 重金属对ANAMMOX工艺的影响研究 |
| 5.1.1 锌离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.1.2 镉离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.1.3 汞离子对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.2 重金属对CANON工艺的影响研究 |
| 5.2.1 污染物去除效果变化 |
| 5.2.2 污泥性能变化 |
| 5.2.3 微生物群落变化 |
| 5.3 硫酸盐对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.3.1 污染物去除效果变化 |
| 5.3.2 污泥性能变化 |
| 5.4 硫化物对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.4.1 污染物去除效果变化 |
| 5.4.2 污泥性能变化 |
| 5.5 纳米颗粒及抗生素对自养脱氮工艺的影响研究 |
| 5.5.1 纳米颗粒对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.5.2 抗生素对ANAMMOX工艺的影响 |
| 5.5.3 纳米颗粒及抗生素对亚硝化自养脱氮工艺的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 组合工艺处理实际氮肥废水效果研究 |
| 6.1 氮肥废水处理工艺流程 |
| 6.2 厌氧消化段污染物去除效果 |
| 6.3 自养脱氮段污染物去除效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）Ca2+、Mg2+对垃圾渗滤液厌氧生物处理的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 垃圾焚烧厂中垃圾渗滤液的产生及水质特征 |
| 1.1.1 垃圾焚烧厂垃圾渗滤液的产生 |
| 1.1.2 焚烧厂垃圾渗滤液水质特征及影响因素 |
| 1.2 垃圾焚烧厂垃圾渗滤液的生物处理现状 |
| 1.2.1 垃圾焚烧厂垃圾渗滤液的处理工艺 |
| 1.2.2 厌氧序批式活性污泥反应器(ASBR)处理垃圾渗滤液研究 |
| 1.3 Ca~(2+)、Mg~(2+)对水处理的影响研究 |
| 1.3.1 Ca~(2+)、Mg~(2+)在污水处理中研究现状 |
| 1.3.2 Ca~(2+)、Mg~(2+)在垃圾渗滤液厌氧处理中研究现状 |
| 1.4 Ca~(2+)、Mg~(2+)对胞外聚合物影响研究 |
| 1.5 论文研究内容、研究目标及拟解决的关键问题 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.5.3 拟解决的关键问题 |
| 1.6 拟采取的研究方案 |
| 1.6.1 研究方法 |
| 1.6.2 研究方案 |
| 1.6.3 可行性分析 |
| 1.6.4 技术路线和创新点 |
| 第二章 ASBR处理垃圾渗滤液的快速启动 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 试验水质 |
| 2.2.3 试验接种污泥 |
| 2.2.4 试验的运行模式 |
| 2.2.5 试验启动方式 |
| 2.2.6 理化指标实验方法 |
| 2.2.7 试验仪器和设备 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 COD的去除情况 |
| 2.3.2 出水VFA的变化情况 |
| 2.3.3 pH的变化情况 |
| 2.3.4 ORP变化 |
| 2.3.5 典型反应周期的运行情况 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Ca~(2+)、Mg~(2+)对ASBR反应器处理效果的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验材料和方法 |
| 3.2.1 试验水质 |
| 3.2.2 试验污泥 |
| 3.2.3 试验装置 |
| 3.2.4 反应器运行 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 常规指标测试方法 |
| 3.3.2 产甲烷菌活性 |
| 3.3.3 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 3.4 试验仪器和设备 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 Ca~(2+)、Mg~(2+)共同作用对出水COD的影响 |
| 3.5.2 Ca~(2+)、Mg~(2+)共同作用下出水pH值的变化 |
| 3.5.3 不同浓度Ca~(2+)、Mg~(2+)共同作用对产甲烷菌活性的影响 |
| 3.5.4 Ca~(2+)、Mg~(2+)对厌氧反应器溶解性有机物(DOM)的影响 |
| 3.5.5 Ca~(2+)、Mg~(2+)对污泥性状的影响特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 Ca~(2+)、Mg~(2+)对EPS的影响特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料和方法 |
| 4.2.1 EPS的提取和分析方法 |
| 4.2.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.2.3 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 4.3 实验仪器和设备 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 Ca~(2+)、Mg~(2+)对EPS组成成分影响 |
| 4.4.2 Ca~(2+)、Mg~(2+)对EPS中荧光物质的变化分析 |
| 4.4.3 Ca~(2+)、Mg~(2+)对厌氧活性污泥EPS中主要官能团影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及研究生期间主要科研成果 |
（5）弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农村污水治理与资源化 |
| 1.2.1 农村污水处理技术研究现状 |
| 1.2.2 污水资源化研究现状 |
| 1.3 西北处理技术研究 |
| 1.3.1 西北农村生活污水排放特征 |
| 1.3.2 西北农村集中式污水处理技术选择 |
| 1.4 ABR污水处理技术研究 |
| 1.4.1 ABR应用研究现状 |
| 1.4.2 HRT对 ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.4.3 温度对ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.4.4 负荷对ABR污水处理影响的研究现状 |
| 1.5 填料和颗粒污泥的研究 |
| 1.5.1 生物附着生长处理系统 |
| 1.5.2 厌氧颗粒污泥系统 |
| 1.6 课题的来源与研究意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 实验技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 甘肃省农村生活污水水质调研 |
| 2.2.2 接种污泥及实验水质 |
| 2.2.3 实验填料 |
| 2.2.4 实验分析项目及检测方法 |
| 3 弹性填料对ABR间歇启动的影响研究 |
| 3.1 启动条件 |
| 3.2 弹性填料对ABR间歇启动的影响 |
| 3.2.1 启动阶段COD去除的变化 |
| 3.2.2 启动期pH值的变化 |
| 3.2.3 启动期VFA及碱度的变化 |
| 3.2.4 启动期ORP的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 弹性填料对ABR不同工况运行影响研究 |
| 4.1 不同HRT下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.1.1 实验条件 |
| 4.1.2 COD在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.3 SS在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.4 TN在不同HRT下的变化分析 |
| 4.1.5 TP在不同HRT下的变化分析 |
| 4.2 不同温度下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.2.1 实验条件 |
| 4.2.2 COD在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.3 SS在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.4 TN在不同温度下的变化分析 |
| 4.2.5 TP在不同温度下的变化分析 |
| 4.3 不同有机负荷下弹性填料对ABR运行的影响 |
| 4.3.1 实验条件 |
| 4.3.2 COD在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.3 SS在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.4 TN在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.3.5 TP在不同有机负荷下的变化分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 弹性填料对ABR农灌污染物去除的影响研究 |
| 5.1 实验条件 |
| 5.2 弹性填料对ABR去除常规污染物的影响研究 |
| 5.2.1 弹性填料对ABR去除COD的影响研究 |
| 5.2.2 弹性填料对ABR去除SS影响研究 |
| 5.2.3 弹性填料对ABR去除BOD5 的影响研究 |
| 5.3 弹性填料对ABR农灌污染物去除影响研究 |
| 5.3.1 弹性填料对ABR去除LAS的影响 |
| 5.3.2 弹性填料对ABR去除重金属的影响 |
| 5.3.3 弹性填料对ABR去除全盐量、氯化物和粪大肠菌群的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 弹性填料对ABR营养物保留和转化的影响研究 |
| 6.1 实验条件 |
| 6.2 弹性填料对ABR保氮保磷的影响 |
| 6.2.1 农作物生长对氮和磷的利用 |
| 6.2.2 弹性填料对ABR保留TN的影响 |
| 6.2.3 弹性填料对ABR保留TP的影响 |
| 6.3 弹性填料对ABR氮素转化的影响 |
| 6.3.1 不同氮素形态对农作物生长的影响 |
| 6.3.2 弹性填料对ABR氨氮浓度的影响 |
| 6.3.3 弹性填料对ABR硝氮和亚硝氮浓度的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 弹性填料对ABR中 DOM的变化和厌氧颗粒污泥的影响 |
| 7.1 弹性填料对ABR隔室离子色谱和三维荧光图谱影响 |
| 7.1.1 两组ABR各隔室离子色谱解析 |
| 7.1.2 弹性填料对ABR隔室DOM荧光组成的影响 |
| 7.1.3 弹性填料对ABR隔室DOM三维荧光特征分析 |
| 7.2 弹性填料对ABR的污泥形态的影响 |
| 7.3 弹性填料对ABR的污泥粒径的影响 |
| 7.4 污泥FTIR光谱影响分析 |
| 7.4.1 傅里叶红外光谱 |
| 7.4.2 弹性填料对ABR污泥FTIR光谱影响分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）一体式厌氧氧化处理煤制乙二醇废水的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 煤制乙二醇生产工艺及水质特点 |
| 1.1.1 煤制乙二醇生产工艺 |
| 1.1.2 煤制乙二醇废水的来源与特点 |
| 1.2 煤制乙二醇废水处理现状 |
| 1.2.1 物理化学预处理工艺 |
| 1.2.2 生化处理核心工艺 |
| 1.2.3 深度处理工艺 |
| 1.3 某煤制乙二醇厂废水处理现状及存在问题 |
| 1.3.1 工艺流程 |
| 1.3.2 处理程度 |
| 1.3.3 存在的问题 |
| 1.4 研究的意义及内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验水质 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 接种污泥 |
| 2.4 分析项目与方法 |
| 2.4.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.4.2 微生物检测方法 |
| 3 某煤制乙二醇厂污染物去除效能与自养脱氮小试研究 |
| 3.1 某煤制乙二醇厂污染物去除效能分析 |
| 3.1.1 常规指标分析 |
| 3.1.2 金属元素分析 |
| 3.1.3 特征污染物分析 |
| 3.2 煤制乙二醇废水自养脱氮小试研究 |
| 3.2.1 小试实验流程 |
| 3.2.2 小试结果分析 |
| 3.2.3 结论 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 IFAS-CANON工艺处理煤制乙二醇废水中试研究 |
| 4.1 工艺流程 |
| 4.2 脱氮效能分析 |
| 4.2.1 启动与稳定运行阶段 |
| 4.2.2 亚硝酸盐抑制与恢复阶段 |
| 4.2.3 高浓度亚硝酸盐进水阶段 |
| 4.3 微生物学分析 |
| 4.3.1 采样点选取 |
| 4.3.2 微生物多样性分析 |
| 4.3.3 微生物群落结构和丰度 |
| 4.3.4 聚类分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 IFAS-CANON工艺处理煤制乙二醇废水示范工程脱氮研究 |
| 5.1 工艺流程 |
| 5.2 脱氮效能分析 |
| 5.2.1 适应阶段 |
| 5.2.2 启动阶段 |
| 5.2.3 稳定阶段 |
| 5.3 微生物学分析 |
| 5.3.1 采样点选取 |
| 5.3.2 微生物多样性分析 |
| 5.3.3 微生物群落结构和丰度 |
| 5.3.4 聚类分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）流固共筑生物膜ABR生物制氢系统的运行与产氢效能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氢能的发展前景 |
| 1.2.1 氢能的优势 |
| 1.2.2 氢能的应用前景 |
| 1.3 生物制氢的种类与原理 |
| 1.3.1 光解水制氢 |
| 1.3.2 光发酵制氢 |
| 1.3.3 暗发酵制氢 |
| 1.4 生物制氢的研究进展 |
| 1.5 厌氧折流板反应器(ABR) |
| 1.5.1 ABR的基本原理与结构 |
| 1.5.2 ABR的主要特性 |
| 1.5.3 ABR的研究进展 |
| 1.6 研究的来源目的内容及意义 |
| 1.6.1 课题的来源 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.6.3 研究的主要内容 |
| 1.6.4 研究的技术路线 |
| 2 实验装置、材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 实验用污泥 |
| 2.3 各项目分析方法及仪器 |
| 3 流固共筑生物膜ABR反应器处理糖蜜废水的启动研究 |
| 3.1 ABR反应器的启动方式 |
| 3.2 启动阶段参数控制 |
| 3.3 启动阶段COD及其去除率的变化 |
| 3.4 启动阶段pH值与氧化还原电位(ORP)的变化 |
| 3.5 液相末端发酵产物的变化规律 |
| 3.6 启动阶段氢气产生情况 |
| 3.7 与其他研究的对比 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 两种底物条件下ABR反应器的运行情况 |
| 4.1 甜高粱压榨废水 |
| 4.2 运行阶段参数控制 |
| 4.3 运行阶段ABR系统COD去除率变化情况 |
| 4.3.1 以糖蜜废水为底物运行ABR反应器COD去除率变化情况 |
| 4.3.2 以甜高粱压榨废水为底物运行ABR反应器COD去除率变化情况 |
| 4.4 运行阶段ABR系统pH值与ORP变化情况 |
| 4.4.1 以糖蜜废水为底物运行ABR反应器pH值与ORP变化情况 |
| 4.4.2 以甜高粱压榨废水为底物运行ABR反应器pH值与ORP变化情况 |
| 4.5 运行阶段ABR系统的产氢效能 |
| 4.5.1 以糖蜜废水为底物运行ABR反应器的产氢效能 |
| 4.5.2 以甜高粱压榨废水为底物运行ABR反应器的产氢效能 |
| 4.6 运行阶段ABR系统液相末端产物组成 |
| 4.6.1 以糖蜜废水为底物运行ABR反应器的液相末端产物组成 |
| 4.6.2 以甜高粱压榨废水为底物运行ABR反应器的液相末端产物组成 |
| 4.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）低温下金属离子与信号分子对厌氧氨氧化效能及其胞外聚合物的影响试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体氮污染 |
| 1.1.1 氮污染现状 |
| 1.1.2 氮污染危害 |
| 1.2 废水生物脱氮工艺 |
| 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 厌氧氨氧化现象的发现 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化反应机理 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化菌的形态 |
| 1.3.4 厌氧氨氧化菌的分类 |
| 1.3.5 厌氧氨氧化工艺的启动 |
| 1.3.6 工艺的实际应用 |
| 1.3.7 存在问题及对策 |
| 1.4 金属离子对厌氧氨氧化的影响 |
| 1.5 信号分子对厌氧氨氧化的影响 |
| 1.6 本研究的目的、意义和内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设备仪器 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.1.4 接种污泥 |
| 2.2 试验装置及试验方法 |
| 2.2.1 批式试验 |
| 2.2.2 连续试验 |
| 2.3 测定项目及方法 |
| 2.3.1 水质指标分析及检测方法 |
| 2.3.2 EPS提取及检测 |
| 2.3.3 扫描电镜观察 |
| 3 厌氧氨氧化中温启动和逐渐降温两阶段试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验目的 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 试验装置 |
| 3.3.2 模拟废水 |
| 3.3.3 接种污泥 |
| 3.3.4 测定项目及方法 |
| 3.4 厌氧氨氧化中温启动过程的活性及沉降性变化分析 |
| 3.4.1 中温启动阶段氨氮与亚硝态氮去除率变化 |
| 3.4.2 中温启动阶段总氮负荷变化 |
| 3.4.3 中温启动过程中化学计量比变化 |
| 3.4.4 中温启动过程中沉泥MLSS、MLVSS的变化分析 |
| 3.4.5 中温启动过程中沉泥蛋白质、多糖的变化分析 |
| 3.4.6 中温启动过程中颗粒污泥形态 |
| 3.4.7 厌氧氨氧化启动过程中的污泥上浮机理及控制策略 |
| 3.5 逐渐降温过程中厌氧氨氧化活性及沉降性变化分析 |
| 3.5.1 逐渐降温过程厌氧氨氧化脱氮性能变化 |
| 3.5.2 逐渐降温过程厌氧氨氧化总氮负荷变化 |
| 3.5.3 逐渐降温过程厌氧氨氧化化学计量比变化 |
| 3.5.4 15℃时浮泥和沉泥MLSS、MLVSS的变化分析 |
| 3.5.5 15℃时浮泥和沉泥蛋白质、多糖的变化分析 |
| 3.5.6 15℃条件下颗粒污泥形态 |
| 3.5.7 低温条件下污泥上浮机理 |
| 3.6 降温过程中沉泥MLSS、MLVSS的变化分析 |
| 3.7 降温过程中沉泥蛋白质、多糖含量的变化分析 |
| 3.8 颗粒污泥的粒径变化 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 低温胁迫下金属离子对厌氧氨氧化影响的批式试验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验目的 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 15℃时不同金属离子对厌氧氨氧化脱氮性能的短期影响 |
| 4.4.2 15℃时不同金属离子对电导率的短期影响 |
| 4.4.3 15℃时不同金属离子对pH值的短期影响 |
| 4.4.4 15℃时不同金属离子对氧化还原电位的短期影响 |
| 4.4.5 15℃时MLSS、MLVSS的短期变化分析 |
| 4.4.6 15℃时不同金属离子投加浓度下蛋白质与多糖的短期变化分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 低温胁迫下信号分子对厌氧氨氧化影响的批式试验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验目的 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 15℃时3-oxo-C8-HSL对厌氧氨氧化脱氮效能的短期影响 |
| 5.4.2 15℃时3-oxo-C8-HSL对电导率的短期影响 |
| 5.4.3 15℃时3-oxo-C8-HSL对pH值的短期影响 |
| 5.4.4 15℃时3-oxo-C8-HSL对氧化还原电位的短期影响 |
| 5.4.5 15℃时3-oxo-C8-HSL不同投加量下MLSS、MLVSS的短期变化分析 |
| 5.4.6 15℃时3-oxo-C8-HSL不同投加量下蛋白质与多糖的短期变化分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 低温胁迫下Fe~(2+)和信号分子对厌氧氨氧化影响的连续性试验 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验装置及运行条件 |
| 6.2.2 试验用水 |
| 6.2.3 接种污泥 |
| 6.3 15℃时Fe~(2+)对厌氧氨氧化活性及沉降性的长期影响 |
| 6.3.1 15℃时Fe~(2+)对脱氮效能的影响 |
| 6.3.2 15℃时Fe~(2+)作用下氮负荷变化 |
| 6.3.3 15℃时Fe~(2+)作用下化学计量比变化 |
| 6.3.4 15℃时Fe~(2+)作用下电导率变化分析 |
| 6.3.5 15℃时Fe~(2+)作用下pH值和ORP变化分析 |
| 6.3.6 15℃时Fe~(2+)作用下颗粒污泥性状 |
| 6.4 15℃时3-oxo-C8-HSL对厌氧氨氧化活性及沉降性的长期影响 |
| 6.4.1 15℃时3-oxo-C8-HSL对脱氮效能的影响 |
| 6.4.2 15℃时3-oxo-C8-HSL作用下氮负荷变化 |
| 6.4.3 15℃时3-oxo-C8-HSL作用下化学计量比变化 |
| 6.4.4 15℃时3-oxo-C8-HSL作用下电导率变化分析 |
| 6.4.5 15℃时3-oxo-C8-HSL作用下pH值和ORP变化分析 |
| 6.4.6 15℃时3-oxo-C8-HSL作用下颗粒污泥性状 |
| 6.5 低温条件下(15℃)MLSS和MLVSS的变化分析 |
| 6.6 低温条件下(15℃)蛋白质和多糖的变化分析 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（9）改进型ABR处理农村生活污水的效能与污泥特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 引言 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.2 农村生活污水 |
| 1.2.1 农村生活污水的污染现状 |
| 1.2.2 农村生活污水处理方法 |
| 1.3 ABR的研究进展 |
| 1.3.1 厌氧污水技术理论 |
| 1.3.2 ABR概述 |
| 1.3.3 ABR处理低浓度污水的研究进展 |
| 1.4 污水生物脱氮 |
| 1.4.1 污水脱氮技术分类 |
| 1.4.2 污水生物脱氮技术的发展 |
| 1.5 植被缓冲带技术 |
| 1.5.1 植被缓冲带的含义 |
| 1.5.2 植被缓冲带的种类 |
| 1.5.3 植被缓冲带的功能 |
| 1.5.4 植被缓冲带研究进展 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 2. 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 改进型ABR的运行启动与运行 |
| 2.2.2 改进型ABR-植被缓冲带联用 |
| 2.2.3 检测方法 |
| 3. 改进型ABR-植被缓冲带的运行效果及脱氮作用分析 |
| 3.1 改进型ABR-植被缓冲带的运行效果 |
| 3.1.1 改进型ABR的运行效果 |
| 3.1.2 植被缓冲带运行效果 |
| 3.2 改进型ABR的脱氮作用 |
| 3.3 小结 |
| 4. 改进型ABR内污泥性质研究 |
| 4.1 污泥基本性质、形貌结构特征 |
| 4.1.1 污泥基本性质 |
| 4.1.2 粒径、分形维数 |
| 4.1.3 污泥形貌 |
| 4.2 污泥有机物、金属元素含量特征 |
| 4.2.1 胞外聚合物含量 |
| 4.2.2 金属元素含量 |
| 4.3 小结 |
| 5. 改进型ABR格室内污泥的生物相特征 |
| 5.1 微生物性状观测 |
| 5.1.1 光学显微镜观测结果 |
| 5.1.2 扫描电子显微镜观测结果 |
| 5.2 微生物群落结构及相关分析 |
| 5.2.1 微生物种群丰富度和多样性 |
| 5.2.2 微生物群落结构 |
| 5.3 小结 |
| 6. 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 校内导师简介 |
| 校外导师简介 |
| 攻读硕士学位期间主要成果 |
| 致谢 |
| 附录一 改进型ABR-植被缓冲带设计计算书 |
| 附录二 改进型ABR-植被缓冲带工艺图纸 |
（10）ABR厌氧消化过程的数值模拟与反应动力学分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究目的和意义 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 废水厌氧消化原理及工艺发展现状 |
| 1.2.1 厌氧消化原理 |
| 1.2.2 厌氧生物处理工艺的发展 |
| 1.3 ABR处理工艺及其研究进展 |
| 1.3.1 ABR的工作原理及工艺特征 |
| 1.3.2 ABR的结构优化 |
| 1.3.3 ABR废水处理技术研究进展 |
| 1.4 厌氧消化数值模拟的研究现状 |
| 1.4.1 厌氧消化数学模型的结构及特点 |
| 1.4.2 厌氧消化1号模型 |
| 1.4.3 厌氧活性污泥生长过程模拟的研究进展 |
| 1.4.4 ABR厌氧消化模拟的研究现状及存在的主要问题 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置及调控运行 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 ABR的启动与调控运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 主要仪器与设备 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析项目及方法 |
| 2.3.2 活性污泥群落结构分析 |
| 2.4 模型的构建方案和分析方法 |
| 2.4.1 数学模型的构建方案 |
| 2.4.2 数学模型可靠性和适用性分析方法 |
| 2.5 模拟环境的选择 |
| 第3章 ABR启动期VFAs变化和功能菌群生长的数值模拟与动力学分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ABR在启动期的运行特征 |
| 3.2.1 VFAs和pH的变化规律 |
| 3.2.2 COD的变化规律 |
| 3.3 有机挥发酸模型及元胞自动机模型的构建 |
| 3.3.1 有机挥发酸模型的构建 |
| 3.3.2 元胞自动机模型的构建 |
| 3.4 有机挥发酸模型的敏感性分析及参数校对 |
| 3.4.1 有机挥发酸模型的参数敏感性分析 |
| 3.4.2 有机挥发酸模型的校对 |
| 3.5 数值模拟与动力学分析 |
| 3.5.1 VFAs的数值模拟与动力学分析 |
| 3.5.2 功能菌群生长的数值模拟与分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 有机负荷影响下的ABR运行特征数值模拟与动力学分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 ABR在调控运行期间的运行特征 |
| 4.2.1 ABR的运行特征 |
| 4.2.2 ABR的微生物群落结构变化 |
| 4.3 ABR运行特征模型和基质降解-甲烷发酵模型的构建 |
| 4.3.1 ABR运行特征模型的构建 |
| 4.3.2 基质降解-甲烷发酵模型的构建 |
| 4.4 ABR运行特征模型的敏感性分析与参数校对 |
| 4.4.1 ABR运行特征模型的参数敏感性分析 |
| 4.4.2 ABR运行特征模型的校对 |
| 4.5 ABR运行特征的数值模拟与动力学分析 |
| 4.5.1 HRT调控下的ABR运行特征数值模拟与动力学分析 |
| 4.5.2 进水COD调控下的基质降解-产甲烷特征数值模拟与动力学分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 ABR产酸发酵类型的数值模拟与动力学分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 产酸发酵特征模型构建 |
| 5.2.1 模型的建立与产酸发酵类型的判据 |
| 5.2.2 生化反应及液-气传质动力学方程的描述 |
| 5.3 ABR混合酸发酵的数值模拟与动力学分析 |
| 5.3.1 VFAs的数值模拟与分析 |
| 5.3.2 产气量的数值模拟与分析 |
| 5.3.3 COD的数值模拟与分析 |
| 5.3.4 化学计量学参数的校对及ABR产酸发酵动力学分析 |
| 5.4 产酸发酵特征模型的适用性分析 |
| 5.4.1 对ABR发酵产氢系统的模拟 |
| 5.4.2 对CSTR产酸发酵系统的模拟 |
| 5.5 ABR系统启动及调控运行策略分析 |
| 5.5.1 关键参数及其阈值 |
| 5.5.2 ABR启动及调控运行策略 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、负荷及金属离子对ABR颗粒污泥及运行特性的影响（论文参考文献）
- [1]基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究[D]. 张超. 兰州交通大学, 2021(01)
- [2]UASB反应器快速启动实验研究[D]. 李洋. 沈阳工业大学, 2020(01)
- [3]氮肥行业废水中多污染物低耗协同去除工艺研究[D]. 陈召. 郑州轻工业大学, 2020(07)
- [4]Ca2+、Mg2+对垃圾渗滤液厌氧生物处理的影响[D]. 孙威威. 安徽建筑大学, 2020(01)
- [5]弹性填料耦合ABR处理农村生活污水研究[D]. 师旭军. 兰州交通大学, 2020(01)
- [6]一体式厌氧氧化处理煤制乙二醇废水的研究[D]. 王政远. 北京交通大学, 2019(01)
- [7]流固共筑生物膜ABR生物制氢系统的运行与产氢效能[D]. 赵璐. 东北林业大学, 2019(01)
- [8]低温下金属离子与信号分子对厌氧氨氧化效能及其胞外聚合物的影响试验研究[D]. 张硕. 沈阳建筑大学, 2019(05)
- [9]改进型ABR处理农村生活污水的效能与污泥特征研究[D]. 胡玉祺. 北京林业大学, 2017(04)
- [10]ABR厌氧消化过程的数值模拟与反应动力学分析[D]. 施恩. 哈尔滨工业大学, 2017(12)