一、Management of process performance at low water temperatures in respect of filamentous organisms（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。
孙振江,佟毅,刘桂文,朱杰,陈勇[2]（2021）在《基于改性填料的MBBR工艺高负荷处理淀粉糖废水的应用研究》文中研究说明淀粉糖废水是一类高浓度有机废水,现阶段的处理工艺主要是厌氧-好氧生物处理组合工艺。本研究主要针对好氧段进行改进,以改良型移动床生物反应器（MBBR）工艺对淀粉废水进行高效处理,通过对MBBR工艺中的填料结构进行设计优化及表面修饰,同时对工艺曝气条件进一步优化。结果表明:改进后的MBBR工艺可在高有机负荷率（OLR）的条件下稳定运行处理淀粉糖废水。改进后的MBBR工艺水力停留时间（HRT）为6 h,以化学需氧量（COD）计,容积负荷可达到10～12 kg/（m3·d）。经MBBR工艺处理后,出水水质达到《污水排入城镇下水道水质标准》（GB/T 31962—2015）排放标准。
吴恒[3]（2021）在《固相反硝化工艺处理低碳生活污水效能及微生物特性研究》文中指出水体富营养化是全球性的环境问题。而由于我国生活污水的低碳化趋势,部分地区污水处理厂存在尾水氮素含量超标的问题,因此,亟需新的污水脱氮工艺。固相反硝化（Solid phase denitrification,SPD）工艺是利用可生物降解材料（Biodegradable polymers,BDPs）作为生物膜载体和碳源的新型污水脱氮工艺,该工艺在低碳污水处理过程中较其他工艺具有显着的性能优势,但该工艺目前相关研究大都仅仅关注其性能方面,该技术的理论体系尚不够完善,特别是对于碳源成本、经验模型、微生物特性以及生物强化等方面进行综合性、系统性的研究鲜见报道。本研究通过对比聚己内酯（Polycaprolactone,PCL）与聚丁二酸丁二醇酯（Polybutylene succinate,PBS）碳源填料的启动性能、碳耗成本以及动力学特性,选择了PBS碳源材料作为实验填料构建了SPD工艺,同时通过调整水力停留时间（HRT）、溶解氧（DO）进行了参数优化;在实验数据基础上,通过理论推导建立了小试经验模型;为了进一步提升其脱氮效果,采用异养硝化好氧反硝化（Heterotrophic nitrification and aerobic denitrification,HN-AD）脱氮菌对工艺进行生物强化;借助高通量测序技术和SEM表征分析方法探讨了生物膜上微生物多样性,分析了SPD工艺在HN-AD菌生物强化前后的微生物群落结构特性,并探究了关键菌属,通过基因预测分析解析了关键功能基因,为SPD工艺的实际应用提供了理论依据和技术指导。主要的研究结论如下:（1）碳源比选实验表明:PBS反应器较PCL反应器脱氮效果更稳定、启动时间更快。PBS单位生物膜硝化、反硝化速率分别为1.046g NH4+-N/g VSS/h、1.984g NO 3--N/g VSS/h,PCL单位生物膜硝化、反硝化速率分别为为1.317g NH4+-N/g VSS/h、2.650g NO 3--N/g VSS/h。PCL和PBS的单位脱氮碳耗量为0.73g/g TN、0.66g/g TN。（2）SPD工艺参数优化实验表明:最优HRT为6h,最优DO参数为5mg·L-1。在最优参数下,工艺出水稳定后的氨氮去除率为99.70%,总氮（Total Nitrogen,TN）去平均除率为86.40%,化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）平均去除率为89.79%,反应器出水可满足一级A标。SPD系统中,HRT对属水平的微生物群落结构造成了更加显着的影响,而DO对门水平、属水平的微生物群落结构影响均较为显着。高DO条件下SPD系统中的高丰度脱氮菌属为Hydrogenophaga、Zoogloea、Dechloromonas,低DO条件下SPD系统中的高丰度脱氮菌属为Chlorobium、Thauera、Azospira。（3）经验模型推导结果表明:SPD反应器内硝酸盐降解过程符合米门方程,通过实测数据与理论推导得到硝酸盐浓度与反应时间的方程为:S1=S0exp（-0.08t）。此外,探究了多级串联方程模型,得出SPD工艺多级经验模型为QS k-1-[S0exp（-0.08t）-S0]/t Ak=QSk。（4）HN-AD强化SPD工艺实验表明:在氨氮浓度为500 mg·L-1的条件下,HN-AD菌液对氨氮去除率达到96%,TN去除率可达95.83%。在接种体积比参数为23%下可以获得最优接种效率。在DO 3mg·L-1、HRT 6h和最优接种参数条件下进行生物强化,连续运行期间稳定后,COD、氨氮、TN平均去除率分别为84.85%、100%、91.91%,TN去除率较未强化前上升50.47%。真实污水处理期间稳定后,TN去除率为93.95%,COD去除率为80.39%,氨氮去除率为99.24%,出水浓度均能满足一级A标。HN-AD强化后的SPD系统中Rhizobium、Acidovorax、unclassified＿Comamonadaceae和Hydrogenophaga菌属为占据优势的异养硝化好氧反硝化菌属,此外Desulfobulbus、Leucobacter也是主要的高丰度脱氮菌属。相关性分析表明SPD系统中最主要的相关性网络是由norank＿Family＿XIII,[Desulfobacter]＿catecholicum＿group,Chlorobium,Propionivibrio,norank＿TK34,Polyangium和Geobacter构成的。此外,Methyloversatilis,Thiothrix,norank＿Lentimicrobiaceae,norank＿Caldilineaceae和norank＿Veillonellaceae菌属可能是导致微生物群落结构变化的关键菌属。最后,KEGG基因预测分析揭示了HN-AD强化主要提升了SPD系统中nar B,nar G,nar H,nar I,nir K等5种基因丰度。
赵梦轲[4]（2020）在《分段进水改良AAO工艺处理低CN比生活污水的效果及优化控制》文中指出A2/O工艺（厌氧-缺氧-好氧）因其具有构造简单,水力停留时间（HRT）短,维护运行方便等优点,成为我国城镇污水处理过程中应用最为广泛的同步脱氮除磷工艺之一。但是其本身存在一些难以克服的矛盾,如污泥龄矛盾和基质竞争矛盾使得脱氮和除磷关系在运行过程中无法均衡,特别是在低碳氮比（C/N）条件下这些矛盾尤其突出。因此,针对如何合理地利用废水中的有机碳源并提高氮磷去除率这一主要问题,本课题研究开发了一套分段进水改良A2/O脱氮除磷工艺,以实际城镇低C/N生活污水作为研究对象,在平均进水CODCr、氨氮、总氮和总磷分别为169.13mg/L、45.63mg/L、50.21mg/L和3.55mg/L时,以连续流进水方式对分段进水改良A2/O工艺的脱氮除磷性能进行系统研究,考察了系统从挂膜启动阶段,到稳定运行阶段中不同工况条件下对生活污水中的碳、氮和磷等污染物的去除特性,并提出了相应的优化运行策略并得到了以下结果:1、系统挂膜启动过程和稳定运行条件分析:采用连续流进水人工接种挂膜的方法,在HRT递减的条件下进行培养可实现系统21d快速启动;镜检时观察到钟虫、轮虫、累枝虫等标志微生物,说明系统启动成功,启动成功后对CODCr、氨氮（NH4+-N）、总氮（TN）和总磷（TP）的平均去除率分别达到90.08%、91.31%、67.61%和87.31%,系统各项污染物出水浓度均能满足一级A污水排放标准。2、分段进水改良A2/O工艺处理生活污水的研究:（1）最佳流量分配比测试:流量分配比对系统CODCr、NH4+-N的去除性能影响较小,对TN和TP去除影响较大,并且随着进水点1进水流量的增大出现了先增大后减小的趋势;经分析对比获得了最佳流量分配比为40%:60%。（2）最佳HRT的测试:系统对CODCr、NH4+-N和TN的去除效率随着HRT的增加不断增大但增长幅度越来越小,TP随着HRT的增大去除效果出现了先增大后减小的现象;同时发现过高的HRT会使系统内物质反应完全造成系统内微生物内源呼吸,降低处理效果,过短的HRT会导致较高的处理负荷和浪费碳源影响系统污染物的去除性能;经分析对比获得系统最适HRT为7h。（3）最适混合液回流比的确定:混合液回流比对CODCr、NH4+-N的去除影响不大;对TN和TP的影响显着,表现为随着混合回流比例的升高去除率先增大后下降的现象。过低的混合液回流比不能满足缺氧反硝化硝酸盐的需求,过高的回流比不仅会破坏缺氧段溶氧环境和减少有效反应时间还会过多消耗能耗增加成本;经对比分析,得到最佳混合液回流比为200%～300%之间。（4）最佳污泥回流比的研究:在进水流量分配比为40%:60%,HRT为7h,混合液回流比为200%～300%,污泥回流比对系统CODCr、NH4+-N、TN和TP的去除性能影响较小;但从维持污染物去除性能、污泥沉降性和控制运行能耗的这三个角度来讲,本研究中污泥回流比保持在50%左右最为合适。（5）不同水温对反应器的影响:在最佳反应条件保持不变的情况下,水温温度与反应器的去除效果基本成正相相关关系。总体表现为随着温度不断升高,各项污染物去除效果越来越好,且温度在15℃～35℃内系统各项污染物的出水浓度均能满足一级A污水排放标准。（6）填料对比研究:在最佳反应条件保持不变的情况下,填料投加与未投加相比,好氧段悬浮填料的投加可以增强系统的硝化、同步硝化反硝化（SND）能力以及有效减小好氧段体积;同时可以使系统具有较强的抗冲击性和适应性,在处理低C/N污水时具有较好的处理效果。3、分段进水改良A2/O工艺的强化和性能优化研究:（1）分段进水改良A2/O工艺SND的强化:在最佳反应条件不变的情况下,控制各泥膜耦合段DO范围为0.5～1.0mg/L,可为分段进水改良A2/O工艺强化SND效果提供一条运行控制策略。（2）回流方式和回流量的优化研究:改变回流方式后结合减小回流量可以实现系统的深度脱氮和节省能耗,但TP还需通过化学法进行辅助去除。（3）分段进水改良A2/O工艺实现低碳氮比污水短程硝化反硝化初探:在进水流量分配比为40%:60%,混合回流比为200～300%,污泥回流比50%,温度20～25℃,污泥停留时间（SRT）为10d时,控制泥膜耦合段DO为0.3～0.6mg/L和系统HRT降至6.1h,可实现系统氮的去除主要通过短程硝化反硝化来完成的。（4）分段进水改良A2/O工艺实现短程硝化反硝化的影响因素和难点:较低浓度DO条件和较短好氧泥膜耦合段HRT是短程硝化反硝化在分段进水改良A2/O中实现的限制性因素;但短程硝化反硝化的实现难点在于需要较为严格的控制条件来满足亚硝态氮的积累。
马骁[5]（2020）在《膜曝气推流式污泥床处理生活污水的研究》文中指出传统的市政污水生物脱氮处理方式虽然有着工艺简单和技术成熟等优点,但依然存在曝气成本高、剩余污泥量大、抗冲击能力差等缺点。随着我国经济的发展,如何降低生活污水处理工艺的能耗,同时达到更高的排放标准成为处理低浓度生活污水的关键问题。本文针对传统城市低碳氮比污水深度处理工艺中处理效果不稳定、曝气能耗高,微生物种群结构稳定性差等问题,创新的提出了一种利用无泡曝气膜组件耦合推流式污泥床的微氧组合污水处理工艺,设计了推流式膜曝气微氧污泥床（plug-flow membraneaerated sludge blanket,PMSB）。其具有无泡曝气氧传质效率高、膜内压力可调、反应器溶解氧可控等特点。利用膜组件曝气的特点,控制反应器底物中溶解氧达到微氧运行条件。污泥床中可以存在好氧区和厌氧区;好氧菌、厌氧菌和兼性菌可以同时共存,使得该反应器在利用同步硝化反硝化、厌氧氨氧化工艺处理低碳氮比污水等方面有很大发展前景。同时由于污泥床本身污泥停留时间较长的特点,系统可以有效解决厌氧氨氧化菌、自养硝化菌等菌种由于生长周期长生长速率缓慢导致易被筛出反应器等问题,有助于提高反应器中微生物菌群结构的稳定性。本论文提出了一种处理低碳氮比生活污水的一种新型微氧组合工艺,能够以较低的能耗达到处理要求;研究了微氧反应器中利用高温冲击的温度变化策略,为低温条件下的脱氮工艺提升处理效果降低工艺能耗提供了一种解决方案。实验中模拟生活污水进水氨氮浓度为70 mg/L,反应器的容积为4 L,并在温度为30℃,HRT为12h条件下成功启动并稳定运行。实验研究了推流式污泥床启动期与不同碳氮比条件下的稳定运行阶段反应器的脱氮表现、污泥形态以及胞外聚合物的变化。反应器经过稳定运行后,在温度为30℃、碳氮比为4、水力停留时间为12 h时脱氮效率最高,氨氮和总氮去除率分别达到93.2%和87.1%。实验研究了周期性温度冲击对微氧反应器的影响。反应器在20℃的中低温条件下稳定运行,经过三个周期阶段性的高温冲击后,脱氮效果相比冲击前有了明显提升。氨氮和总氮去除率分别从51.1%和35.6%提升到68.0%和54.7%,证明温度冲击对微氧反应器脱氮效能有着积极的影响。实验还研究了反应器对阶段性温度变化的适应性研究。当运行条件在C/N为1,温度为33℃时,系统可以实现高效单级脱氮除碳,氨氮、总氮和COD的去除率分别为92.6%、82.3%和87.4%;通过对游离氨和游离亚硝酸以及污泥活化能等参数研究讨论,结果表明系统对温度变化有很强的适应能力,微生物活性恢复较快。实验利用高通量测序对PMSB系统中不同位点微生物种群结构和功能菌丰度变化研究。结果发现,随着距离曝气膜丝距离的增加,微环境溶解氧逐渐降低。以Nitrosomonas为主的AOB和以Nitrospira为主的NOB随DO变化逐渐降低,相对丰度分别为0.19%,0.04%,0.10%,0.10%及0.06%和0.88%,0.24%,0.05%,0.05%和0.11%;以Denitratisoma为主的异养反硝化菌相对丰度随DO降低而逐渐提升;以Candidatus Jettenia为主的An AOB相对丰度分别为0.01%,0.56%,0.29%,0.11%和0.15%。实验利用高通量测序对温度冲击前后系统中功能菌群的动态变化进行分析。结果表明,温度冲击策略会明显改变反应器中微生物种群结构,功能菌相对丰度变化明显。在冲击前后AOB相对丰度从0.04%增至0.34%;NOB相对丰度从0.09%增至0.32%;An AOB相对丰度则从0.00%迅速增至0.64%;自养反硝化菌相对丰度由0.93%增至1.75%;异养反硝化菌的相对丰度经过温度冲击后则从13.06%降至7.23%;厌氧发酵菌的相对丰度经过冲击后则从9.15%降至0.45%。
郑月[6]（2020）在《填料对污泥原位侧流减量工艺强化作用研究》文中提出活性污泥法已经为社会服务了100多年,但工艺中产生的大量剩余污泥仍是污水处理厂运营和管理中最紧迫的挑战之一。从污水处理厂的经济、环境和管理角度看,污泥原位减量技术是一种经济有效的方法,可最大程度地减少污水处理过程中剩余污泥的产生。在污泥回流管线中设置厌氧侧流反应器（ASSR）是最有潜力在污水处理厂中应用的污泥原位减量技术。针对ASSR的长水力停留时间（HRT）的需求,构建了ASSR耦合膜-生物反应器（MBR）工艺（A-MBR）,解决了污泥产生与减量速率不匹配时出水悬浮物波动问题。此外,MBR中还存在膜污染的问题,会使HRT改变或使跨膜压力迅速变化,解决该问题是保证工艺长期稳定运行的关键因素之一。因此,探索增强A-MBR系统减量效果同时缓解膜污染的策略对其实际应用十分重要。本文通过构建缺氧/好氧耦合MBR（AO-MBR）和A-MBR,对强化A-MBR污泥原位减量系统的减量效果及膜污染的缓解展开研究。针对提高ASSR单元污泥减量效率和机制解析的需求,通过长期运行实验研究了超声耦合填料和填料填充率水平对污染物去除、污泥减量效果和膜污染的影响,探明其微生物种群结构及污泥减量功能菌群。通过微生物种群结构和污泥特性分析明确了ASSR工艺的主导污泥减量机制以及填料对膜污染的缓解机制,为ASSR污泥减量工艺运行调控提供了更为充分的科学依据。本文首先通过长期连续运行四套装置,分别为AO-MBR、A-MBR、在ASSR中投加15%填料的A-MBR（AP-MBR）和部分MBR污泥进行超声处理后回流至ASSR的AP-MBR（AUP-MBR）,研究了ASSR、填料投加和超声处理对污泥减量和微生物种群的影响。A-MBR、AP-MBR和AUP-MBR的污泥减量率（SRE）分别为36.2%、46.4%和51.4%。相对于AO-MBR,A-MBR中膜污染显着恶化,超声处理进一步降低膜的过滤性能,而填料的投加改善了膜污染。填料和超声处理强化了污泥溶胞效果,提高了二次基质的释放;ASSR中颗粒性有机物的厌氧水解在污泥衰减中占优势,细胞溶胞则主要发生在好氧池中。此外,在AP-MBR和AUP-MBR中,填料的投加使污泥减少了2.46和3.63 g/d,超声处理进一步使污泥量减少了2.34 g/d。由此可知,超声和填料之间耦合作用不显着,超声处理对污泥减量的强化效果不大。填料和超声处理均通过刺激α-葡萄糖苷酶和蛋白酶的活性增强了水解作用;投加填料显着增强了解偶联代谢过程,而超声处理则略微增强了该过程。使用LEf Se软件对微生物组间差异进行分析,结果表明,投加填料促进了污泥中水解和发酵细菌的生长,填料表面还富集了厌氧菌和发酵细菌。超声筛选出抗性细菌,创造了一个有利于水解和发酵细菌生长的厌氧环境。超声处理通常需要高的能耗才能达到更高的SRE,投加填料更具成本效益。平行运行AO-MBR、A-MBR和AP-MBR 3套中试系统,进一步研究了ASSR的插入和填料的投加对系统中生物脱氮除磷的质量平衡、COD的生物降解、污泥中有机物的释放及微生物功能菌的影响。与AO-MBR相比,A-MBR和AP-MBR均能有效去除化学需氧量（COD）和氨氮（NH4+-N）,且具有很好的脱氮效果,但系统中磷的去除率较差。Nitrosomonadaceae和Nitrospira是这3套系统中的主要氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌。插入ASSR和投加填料都有利于反硝化菌的富集和有机物的释放,从而提升缺氧池的反硝化速率。ASSR中的内源性反硝化速率高于对应的缺氧池,表明ASSR和填料均加速了污泥的衰减。ASSR中发生的反硝化作用和污泥减量在生物脱氮除磷过程中发挥了重要作用。为了缩短A-MBR的HRT,减少占地,进一步研究了ASSR中填充率对系统污泥减量的影响,并定量评估了填料对污泥减量的贡献。通过平行运行1套AO-MBR和3套ASSR中填料填充率为0%、25%和50%的A-MBR,考察了填料填充率对污染物去除和污泥减量效果的影响,并优选出最佳的填充率。4套系统显示出较好的COD和NH4+-N去除效果,投加填料后显着提高了脱氮率。APL-MBR（25%填充率的系统）的SRE最高,为50.5%,而A-MBR（0%填充率）和APH-MBR（50%填充率）的SRE分别为21.7%和39.7%。与A-MBR相比,投加填料增强了对应系统中溶解性有机物的释放,加速了细胞溶胞和水解酶的分泌。细胞溶胞是好氧MBR污泥减量的主要途径,插入ASSR和填料的投加则大大增强了厌氧水解过程。相较于A-MBR,投加填料后强化了APL-MBR的污泥减量,填料本身和主体污泥分别占系统中减少的污泥量的25%和75%,这表明填料的存在有利于主体污泥减量环境的形成。APL-MBR倾向于富集水解、发酵和反硝化细菌从而加速水解过程,过量的填充率引起填料的聚集,减少了生物膜粘附的表面积,因此导致污泥性质和微生物群落的改变。古菌分类学分析结果表明填料的投加增加了微生物富集的表面积,为微生物的生命活动提供了场所。投加填料后,微生物的微环境和群落结构随生物质的生长状况而变化,可有效缓解膜污染。因此,深入研究了AO-MBR、A-MBR、APL-MBR和APH-MBR长期运行过程中的膜污染规律,明确了填充率对膜污染的影响及其缓解机制。膜面污染物分析结果表明,糖类和蛋白质是造成严重膜污染的主要物质,且蛋白质在膜面污染物中含量最高。与AO-MBR相比,插入没有填料的ASSR会导致胞外聚合物的释放及膜表面上与碳酸钙形成相关的细菌的富集,从而加剧膜污染。APL-MBR促进了可溶性微生物产物和胞外聚合物的水解,降低了污泥絮体的粘弹性,缓解了膜污染。50%的填充率增加了对生物膜的剪切力,因此并没有显示出进一步的缓解作用。MiSeq测序表明,尽管微生物大量富集在A-MBR和APH-MBR的主体污泥中,但絮体形成菌和水解发酵菌更倾向于附着在膜表面从而减轻膜污染。
代文臣[7]（2019）在《提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究》文中研究指明城市污水处理通常采用传统活性污泥法及其变型工艺来实现污染物去除和水质达标排放。然而,污水本身是一种宝贵的资源,其中含有高价值的再生水、营养物质及化学能。传统处理方法通过高耗能实现污染物去除,但未进行相应资源回收。因此,通过技术方式改变,使污水处理转变为污水资源回收,即污水资源化,有望成为实现水环境治理可持续发展的重要途径。污水资源化的主要目标是在出水水质达标的前提下,实现有机碳捕集、能量回收以及再生水的产出。然而,现有资源化工艺往往碳捕集效率不高且产能效果不佳。为此,本论文开展了生物吸附MBR组合RO强化碳捕集和营养物浓缩,以及捕集浓缩液强化产能和脱氮除磷的污水资源化工艺研究,通过对有机物捕集性能、浓缩液产能和脱氮除磷性能的考察以及针对生物吸附碳捕集机理、污泥破壁机理和全程自养脱氮机制的深入分析,构建高效污水资源化系统。主要研究成果如下:（1）构建高负荷膜生物反应器和新型高速接触-稳定膜生物反应器两种生物吸附工艺,比较运行研究表明,随着泥龄（SRT）的增加（0.5～1.8 d）,两MBR出水效果和生物吸附性能逐渐提高,碳捕集率逐渐降低而膜污染逐步缓解;与高负荷MBR相比,高速接触-稳定MBR生物吸附性能占优,接触池的污泥经过稳定池后使微生物细胞内外层处于“空腹”状态,进入接触池后EPS含量快速上升,污泥吸附性能得到迅速提高,在0.5 d SRT条件下,高速接触-稳定MBR碳捕集率达到56.9%。膜污染分析表明MBR膜滤饼层污染物主要成分为蛋白质和多糖,高速接触-稳定MBR在膜污染控制方面较高负荷膜生物反应器具有一定优势。微生物群落分析证明,Chloroflex菌门相对丰度的提高有利于污泥絮凝性能的提高。SRT为1.2 d时,高速接触-稳定MBR的单位体积浓缩液甲烷产率为1073 mL·L-1,转化电能4.28×10-3 kW·h,证明高速接触-稳定MBR是一种适用于城市污水资源化的碳捕集工艺。（2）采用反渗透（Reverse Osmosis,RO）膜实现再生水的产出、营养物及剩余有机物的捕集,构建高速接触-稳定MBR-RO和UF-RO资源捕集双膜系统,比较运行研究表明双膜系统产出再生水水质良好,而单独的RO膜对总氮（TN）、总磷（TP）和COD的捕集浓缩效率分别稳定在71%、80%和71%以上。相比MBR,直接UF过滤出水COD浓度较高,致使RO膜污染加重;同一水质条件下,UF-RO浓缩液的产甲烷潜势高于MBR-RO,说明UF-RO在有机物回收方面具有优势,但从膜污染及能耗角度考虑,采用MBR-RO更为可行。（3）通过耦合厌氧消化和厌氧氨氧化工艺,实现捕集浓缩液有机物去除、沼气回收和脱氮。厌氧膜生物反应器（Anaerobic membrane bioreactor,AnMBR）在37天内实现快速生物启动;全程自养脱氮膜生物反应器（Completely autotrophic nitrogen removal membrane bioreactor,CANON MBR）实现好氧氨氧化菌（Aerobic ammonia-oxidizing bacteria,AerAOB）富集后,接种Anammox菌,27天后反应器运行稳定脱氮率在78.2%以上;耦合AnMBR-CANON MBR系统连续运行甲烷产率为223 mL·（g COD）-1,TN去除率为81.4%。荧光原位杂交分析证明了 AerAOB和Anammox在污泥中为优势菌种。（4）构建复合CANON MBR反应器以强化厌氧氨氧化作用,利用悬浮填料富集Anammox,扫描电镜结果显示了填料内壁生物膜Anammox所具有的火山口特征形貌;构建以硫铁矿为载体的反硝化过程以强化浓缩液脱氮并实现除磷,TN和TP去除性能显着提升;复合CANON MBR耦合硫铁矿自养反应器中捕集浓缩液的TN和TP去除率分别达到96.0%和91.7%,说明了该系统脱氮除磷的优越性。Illumina Miseq测序表明CANON MBR中悬浮污泥和生物膜两者在群落丰富度和菌种多样性上相似,包含典型Anammox的Brocadiaceae菌科在生物膜上占有优势,典型AerAOB的Nitrosomonadaceae菌科则在悬浮污泥中占有优势;在硫铁矿自养反应器中,具备自养反硝化功能的Thiobocillus和Sulfurimonas菌属占优。结合脱氮性能及菌种分析,确定了处理系统的三种脱氮路径,明晰了脱氮机制。（5）采用游离亚硝酸（Free nitrous acid,FNA）耦合过一硫酸盐（Peroxymonosulfate,PMS）破壁处理高速接触-稳定MBR捕集污泥,批式实验结果证明单位质量挥发性固体COD溶出量增加0.158 mg·（mg VS-1）,SKN和NH4+-N分别较原污泥提升123.69和64.42 mg·L-1,表明耦合反应能够显着强化污泥破解效率并相应增加细胞内COD和N的溶出;连续运行实验表明,耦合破壁处理使得反应器内溶解性COD增加及非溶解性COD明显减少,非溶解性COD的水解率提高7.06%,甲烷产率相应提高36.69%,证明FNA和PMS的耦合协同作用对系统甲烷产能具有显着强化作用。机理分析实验表明,耦合作用条件下PMS将污泥絮体氧化后导致絮体内部细胞破碎,并被扩散和转化成溶解性有机物,而FNA可以直接作用于细胞膜,溶出DNA,造成污泥的破碎和分解。（6）污水资源化工艺系统连续运行RO膜出水满足我国再生利用工业用水水质要求;碳捕集率稳定在53%～62%,经污泥破壁处理及浓缩液处理后,甲烷产率均值为200.30 mL·（L Concentrate）-1,转化电能为1.19 kW·h;TN的去除率达到95.9%,TP浓度稳定在1.0 mg·L-1以下。构建了城市污水资源化工艺路线及物料平衡,污水资源化集成系统能够实现74.7%总水量的再生水产出,43.7%总有机物的甲烷产出,70.8%的全程自养总氮脱除以及61.4%的磷去除。技术经济分析表明系统能量自给率为39.48%,扣除该项电能消耗成本后,则单位运行成本降为1.06元/吨水,污水资源化示例工程实际收益达到1.42元/吨水,实现了良好的经济效益。
李道甲,员建,马华继,王梦杰,焦秀梅,张春青,汪艳宁,张沁唯[8]（2019）在《连续流超声对低水温活性污泥性能和污泥减量的影响》文中指出低水温条件下活性污泥的生物活性较低,且易于发生微丝菌污泥膨胀,导致泥水分离困难,出水水质变差。建立了连续流超声波调控活性污泥系统,在（15±1）℃水温下进行超声调控活性污泥性能和污泥减量研究。结果表明:超声处理对系统的影响随着超声能量密度的加大和超声处理时间的延长而加强。在0. 133～0. 667 W/mL和5～10 min/d超声处理条件下,系统表观污泥产率系数介于0. 19～0. 27 kgVSS/kgCOD之间,污泥减量率（SRE）为22. 86%～45. 71%;超声处理能在一定程度上促进系统中有机物的去除,COD去除率超过86%,出水COD浓度稳定低于50mg/L;超声处理一定程度降低了污泥沉降速率,导致污泥容积指数升高,但在沉淀30 min后,超声处理对污泥沉降速率的影响不大,超声处理系统的SVI值没有超过220 mL/g;超声处理会导致活性污泥的胞外聚合物（EPS）含量增加,相对增加量为17. 14～51. 96 mg/gMLSS,相对比增加速率为0. 222～0. 866 mg/（gMLSS·d）。
彭靓[9]（2019）在《主流部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺性能恢复研究》文中进行了进一步梳理当前城市污水处理的主流工艺普遍采用硝化-反硝化法,存在曝气量大、污泥产量高、需外加碳源和运行成本高等缺点。部分亚硝化-厌氧氨氧化（PN/A）作为一种新型生物脱氮工艺,具有节约能源、无需外加碳源、污泥产量低和减少温室气体排放等优点,拥有应用于城市污水脱氮处理的光明前景。然而,该工艺存在性能不稳定尤其是长期连续运行后性能降低等关键问题。本研究以运行性能恶化的气升式移动床反应器（ALMBBR）为研究对象,研究主流PN/A工艺处理低浓度氨氮模拟废水的性能恢复特征,考察温度、曝气量、进水氨氮浓度、游离氨以及游离亚硝酸盐等关键因子对其性能恢复的影响,解析主流PN/A工艺性能恢复过程中微生物群落结构及功能菌群的变化规律。主要研究结果如下:（1）ALMBBR反应器性能恶化后总氮去除率从80%降低至20%,通过分别改变温度、曝气量和进水氨氮浓度而维持其它工艺参数不变,经过386天的连续运行恢复试验,证明了其脱氮性能可以得到有效恢复。当进水氨氮浓度为50mg/L、水温为29℃时,将曝气量从0.12 L/min增加到0.28 L/min,总氮去除率从27.8%增加到57.4%。当进水氨氮浓度为50mg/L、曝气量为0.22L/min时,将水温从25℃增加到35℃,总氮去除率从26.0%增加到64.1%。当水温为29℃、曝气量为0.28 L/min时,将进水氨氮浓度从50 mg/L增加到75 mg/L,总氮去除率从58.4%降低至35.4%。（2）连续运行ALMBBR反应器的性能恢复需要相对较长的时间。曝气量和温度是其性能恢复的主要影响因子,而进水氨氮浓度、游离氨与游离亚硝酸盐浓度对其性能恢复的影响较小。（3）经过长期连续性能恢复试验,较为明显地改变了 ALMBBR反应器内微生物群落结构,绿弯菌门（Chloroflexi）和浮霉菌门（Planctomycetes）也成为了反应器中的优势门类;优势氨氧化菌为亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）,优势反硝化细菌为不动杆菌属（Acinetobacter）和芽孢杆菌属（Bacillus）,优势厌氧氨氧化菌属为Candidatus Brocadia和 Candidatus Kuenenia。综上,连续运行的ALMBBR反应器性能恶化后可以通过改变曝气量和温度等关键因子成功恢复其脱氮性能,性能恢复后的微生物群落结构及优势功能菌群的丰度也会发生变化,为推动解决主流PN/A工艺长期运行后性能降低的问题提供了科学依据。
张永恒[10]（2019）在《不同工况下A2O系统污染物去除规律及微生物响应》文中进行了进一步梳理近几十年人们在藏区内改造适宜环境的同时,因为其生态环境的脆弱性,造成水资源和水生态受到很大的威胁。西藏自治区内居民生活污水大部分仍采用直排方式,污水收集处理率不足,污水厂运行效益差,西藏区内的污水处理无论是从建设还是工艺运行管理都是任重而道远。因此探寻高原环境下污水处理的适用工艺和工艺系统最优工况对藏区水资源的保护具有非常重要的意义。本文研究高原环境因素作用下A2O系统的运行特性、脱氮除磷的规律及其微生物响应,建立脱氮除磷的微生物与环境因素的响应关系。试验采用物理模型实物模拟的方法,制作了A2O系统工艺模型,结合高原环境下的低温和低氧两个特有要素,以水温、水力停留时间、溶解氧三个控制变量,开展了试验室规模的A2O工艺脱氮除磷以及微生物响应情况的研究,并且建立工况与水质的线性回归模型,探讨模型的可行性。研究结果表明,温度在10℃～30℃之间逐渐升温时,A2O系统对COD去除效果影响不大,在15℃～20℃时A2O系统运行最为稳定高效,楯纤虫、钟虫和尖毛虫在脱氮除磷中占据重要作用。不同水力停留时间（HRT）下发现,COD、TN、TP去除率最佳的HRT为26.25h,对应的流速为8L/h;NH4+-N去除率最佳的HRT为52.5h,对应的流速为8L/h,此时指示微生物最多。在不同溶解氧（DO）下,COD、TP、TN、NH4+-N去除率最优时的DO为2.8～3.2mg/L,微生物密度随着DO的增大呈现先增大后减小至平稳的趋势,DO在为2.5～2.8 mg/L时微生物密度最大,随后趋于平稳状态。不同温度下对COD、TP、TN、NH4+-N去除率分析可以发现,当温度为20℃时COD去除率最大,当温度为15℃时,TP的去除率最大,当温度为25℃时TN和NH4+-N的去除率最大,由于温度对不同污染物的最优去除率不同,综合考虑本试验最优温度取中间值20℃,指示微生物数量与本试验工况的最佳值较为一致。然后本试验建立了以DO为自变量,以COD出水去除率为因变量的回归方程,以HRT为自变量,COD出水去除率为因变量的回归方程。本研究根据实物模型的调试运行探寻A2O工艺去除污染物的规律,分析不同工况下微生物的响应情况,确定模型运行的最佳工况参数,为高原环境下的污水处理提供科学的理论和实践的指导。
二、Management of process performance at low water temperatures in respect of filamentous organisms（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、Management of process performance at low water temperatures in respect of filamentous organisms（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）基于改性填料的MBBR工艺高负荷处理淀粉糖废水的应用研究（论文提纲范文）
| 1 试验材料和方法 |
| 1.1 试验装置及工艺 |
| 1.2 改性聚乙烯填料的制备方法 |
| 1.3 接种污泥及进水 |
| 1.4 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 启动初期不同填料挂膜效率对比 |
| 2.2 低负荷下不同工艺处理效果比较 |
| 2.3 中高负荷下不同工艺处理效果比较 |
| 2.4 高负荷下MBBR工艺处理效果 |
| 3 结论 |
（3）固相反硝化工艺处理低碳生活污水效能及微生物特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 生活污水污染现状及水质特征 |
| 1.1.1 生活污水水质特征 |
| 1.1.2 生活污水危害及污染现状 |
| 1.2 生活污水处理现状及技术难题 |
| 1.2.1 生活污水处理现状 |
| 1.2.2 生活污水处理技术难题 |
| 1.3 SPD脱氮工艺研究现状 |
| 1.3.1 SPD脱氮工艺的原理 |
| 1.3.2 SPD脱氮工艺的先进性 |
| 1.3.3 SPD脱氮工艺的影响因素 |
| 1.3.4 SPD工艺研究进展 |
| 1.4 HN-AD菌研究现状 |
| 1.4.1 HN-AD及脱氮原理 |
| 1.4.2 HN-AD菌脱氮特性 |
| 1.4.3 HN-AD菌脱氮影响因素 |
| 1.4.4 HN-AD菌应用进展 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 1.4.3 主要研究内容及拟解决问题 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 可生物降解材料 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验用水及活性污泥 |
| 2.1.4 HN-AD菌源选取及培养基 |
| 2.2 研究内容及方法 |
| 2.2.1 固体碳源优选实验 |
| 2.2.2 SPD工艺参数优化效能研究 |
| 2.2.3 HN-AD菌筛选、驯化及性能验证 |
| 2.2.4 SPD工艺微生物多样性研究 |
| 2.3 分析项目及检测方法 |
| 2.4 微生物学分析方法 |
| 2.4.1 微生物相特征观察 |
| 2.4.2 生物膜量测定 |
| 2.4.3 微生物多样性分析 |
| 2.5 实验仪器与设备 |
| 2.6 试验试剂 |
| 3 固体碳源优选 |
| 3.1 启动性能对比 |
| 3.2 硝化反硝化性能对比 |
| 3.3 挂膜效果对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 4.SPD工艺参数优化及微生物多样性研究 |
| 4.1 HRT参数优化效能分析 |
| 4.2 HRT对 SPD工艺处理效果的影响 |
| 4.2.1 HRT对 SPD工艺微生物多样性的影响 |
| 4.2.2 HRT优化阶段微生物群落结构差异性分析 |
| 4.3 DO参数优化效能分析 |
| 4.4 DO对SPD工艺处理效果的影响 |
| 4.4.1 DO对SPD工艺微生物多样性的影响 |
| 4.4.2 DO优化阶段微生物群落结构差异性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.SPD工艺经验模型研究 |
| 5.1 SPD工艺经验模型研究 |
| 5.1.1 SPD工艺理论推导 |
| 5.1.2 多级SPD工艺模型建立 |
| 5.2 本章小结 |
| 6.HN-AD强化SPD工艺性能及微生物多样性研究 |
| 6.1 HN-AD强化SPD工艺效能研究 |
| 6.1.1 HN-AD菌性能验证实验 |
| 6.1.2 HN-AD接种参数优化 |
| 6.1.3 HN-AD强化SPD工艺处理模拟废水 |
| 6.1.4 HN-AD强化SPD工艺处理真实污水 |
| 6.2 HN-AD强化固相反硝工艺微生物多样性研究 |
| 6.2.1 HN-AD强化SPD系统微生物群落结构变化 |
| 6.2.2 HN-AD强化SPD系统微生物间相关性分析 |
| 6.2.3 HN-AD强化对SPD系统微生物群落结构的影响 |
| 6.2.4 HN-AD强化SPD系统基因预测分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7.结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及取得的研究成果 |
（4）分段进水改良AAO工艺处理低CN比生活污水的效果及优化控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 常规生物脱氮除磷基本原理与影响因素 |
| 1.2.1 生物脱氮基本原理 |
| 1.2.2 生物脱氮的影响因素 |
| 1.2.3 生物除磷基本原理 |
| 1.2.4 生物除磷影响因素 |
| 1.3 脱氮除磷新技术 |
| 1.3.1 同步硝化反硝化脱氮理论与技术 |
| 1.3.2 反硝化除磷理论与技术 |
| 1.3.3 短程硝化反硝化脱氮理论与技术 |
| 1.4 A~2/O工艺特点和存在的问题 |
| 1.4.1 A~2/O工艺脱氮除磷原理 |
| 1.4.2 A~2/O工艺脱氮除磷之间的存在的矛盾及解决对策 |
| 1.5 国内外分段进水工艺研究与应用现状 |
| 1.5.1 国外分段进水工艺研究现状与应用 |
| 1.5.2 国内分段进水工艺研究现状与应用 |
| 1.6 分段进水改良A~2/O脱氮除磷处理工艺 |
| 1.7 本课题的主要研究内容、目的及意义 |
| 1.7.1 课题的目的及意义 |
| 1.7.2 课题研究的主要内容 |
| 1.7.3 课题研究的技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 试验工艺流程及说明图 |
| 2.1.3 试验填料 |
| 2.1.4 试验主要设备和仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 第三章 分段进水改良A~2/O工艺污水处理装置启动 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验启动过程 |
| 3.3 试验启动-稳定运行阶段系统处理情况 |
| 3.3.1 试验启动-稳定运行阶段系统污染物去除特性 |
| 3.3.2 试验启动阶段分析及系统稳定完成条件 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 分段进水改良A~2/O工艺污水处理性能影响分析 |
| 4.1 不同流量分配比对污水处理效果的分析 |
| 4.1.1 不同流量分配比对CODCr去除效果的影响 |
| 4.1.2 不同流量分配比对NH_4~+-N去除效果的影响 |
| 4.1.3 不同流量分配比对TN去除效果的影响 |
| 4.1.4 不同流量分配比对TP的去除效果的影响 |
| 4.1.5 不同流量分配比系统各段DO、pH变化规律 |
| 4.2 分段进水改良A~2/O工艺水力停留时间的优化与运行 |
| 4.2.1 不同HRT对 CODCr和 NH_4~+-N的去除效果影响 |
| 4.2.2 不同HRT对TN去除效果的影响 |
| 4.2.3 不同HRT对TP去除效果的影响 |
| 4.3 不同混合液回流比对污水处理效果的影响研究 |
| 4.3.1 不同混合液回流比对CODCr去除效果影响 |
| 4.3.2 不同混合液比对氮的去除效果的影响 |
| 4.3.3 不同混合液回流比对TP的去除效果的影响 |
| 4.4 不同污泥回流比对污水处理效果的影响研究 |
| 4.4.1 污泥回流对各段水力停留时间的影响 |
| 4.4.2 污泥回流比对各段MLSS的影响 |
| 4.4.3 不同污泥回流比对CODCr的去除影响 |
| 4.4.4 不同污泥回流比对NH_4~+-N的去除影响 |
| 4.4.5 不同污泥回流比对TN的去除影响 |
| 4.4.6 不同污泥回流比对TP的去除影响 |
| 4.5 温度对污染物去除特性的影响 |
| 4.6 分段进水改良A~2/O工艺有无填料对比 |
| 4.7 分段进水改良A~2/O工艺运行中出现的问题 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 分段进水改良A~2/O系统性能强化和优化研究 |
| 5.1 对分段进水改良A~2/O工艺SND的强化 |
| 5.1.1 系统对污染物的去除特性分析 |
| 5.1.2 DO对SND行为规律的影响 |
| 5.2 对分段进水改良A~2/O工艺回流方式的优化 |
| 5.2.1 回流方式对CODCr和 NH_4~+-N的去除效果影响 |
| 5.2.2 回流方式对TN和TP的去除效果影响 |
| 5.3 分段进水改良A~2/O工艺短程硝化反硝化初探 |
| 5.3.1 分段进水工艺短程的实现策略 |
| 5.3.2 短程的实现对氮磷去除的影响 |
| 5.3.3 实现短程的限制性因素分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 研究成果 |
| 致谢 |
（5）膜曝气推流式污泥床处理生活污水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 研究内容与技术路线 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 生物脱氮技术研究现状 |
| 2.1.1 传统脱氮过程及工艺 |
| 2.1.2 同步硝化反硝化工艺 |
| 2.1.3 短程硝化反硝化工艺 |
| 2.1.4 厌氧氨氧化工艺 |
| 2.1.5 其他联合工艺 |
| 2.2 污水处理曝气方式 |
| 2.2.1 传统曝气技术 |
| 2.2.2 膜曝气技术 |
| 2.2.3 氧气传递原理 |
| 2.2.4 膜曝气生物膜反应器研究现状 |
| 2.3 膜曝气污泥床污水处理工艺 |
| 2.3.1 微氧污泥床生物处理技术 |
| 2.3.2 微氧污泥床污水处理影响因素 |
| 第3章 材料与方法 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.1.1 推流式膜曝气微氧污泥床 |
| 3.1.2 膜组件制备 |
| 3.1.3 膜组件氧气供给速率的测定 |
| 3.2 实验模拟污水与反应器运行 |
| 3.2.1 实验用水 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.2.3 反应器运行 |
| 3.3 实验仪器设备及试剂 |
| 3.3.1 实验主要仪器设备 |
| 3.3.2 实验检测主要试剂 |
| 3.4 实验检测项目与分析方法 |
| 3.4.1 常规检测项目和分析方法 |
| 3.4.2 其他检测项目和分析方法 |
| 3.4.3 高通量测序方法 |
| 第4章 PMSB的启动与条件运行 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 PMSB的启动与运行 |
| 4.2.1 PMSB的启动期和各阶段氮去除效果 |
| 4.2.2 PMSB的启动期和各阶段碳去除效果 |
| 4.2.3 PMSB的启动期和各阶段p H变化 |
| 4.2.4 MLSS与 MLVSS分析 |
| 4.3 PMSB污泥形态分析 |
| 4.4 PMSB不同碳氮比对胞外聚合物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 温度对PMSB运行的影响 |
| 5.1 阶段性高温冲击对PMSB的影响 |
| 5.1.1 前言 |
| 5.1.2 温度冲击对系统脱氮效果影响分析 |
| 5.1.3 温度冲击对系统除碳效果影响分析 |
| 5.1.4 反应器胞外聚合物分析 |
| 5.2 PMSB对温度的适应性研究 |
| 5.2.1 前言 |
| 5.2.2 梯度降温对系统脱氮除碳效能研究 |
| 5.2.3 游离氨和游离亚硝酸 |
| 5.2.4 污泥氮负荷和污泥活化能 |
| 5.2.5 胞外聚合物的变化分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 膜曝气污泥床微生物种群结构原位分析 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 PMSB中微生物多样性分析 |
| 6.3 稀释性曲线分析 |
| 6.4 PMSB中微生物种群结构分析 |
| 6.4.1 门水平的微生物种群结构特征 |
| 6.4.2 纲水平的微生物种群结构特征 |
| 6.4.3 属水平上微生物种群结构分析 |
| 6.5 PMSB中功能菌与膜组件曝气的关系 |
| 6.5.1 膜组件氧气梯度与功能菌分析 |
| 6.5.2 曝气位点对功能菌的影响分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 温度冲击对微生物多样性和种群结构的影响 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 微生物群落多样性分析 |
| 7.3 稀释性曲线分析 |
| 7.4 微生物种群结构分析 |
| 7.4.1 门水平的微生物种群结构特征 |
| 7.4.2 纲水平的微生物种群结构特征 |
| 7.4.3 属水平的微生物种群结构特征 |
| 7.5 微生物功能菌群对脱氮效能的影响 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 8.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（6）填料对污泥原位侧流减量工艺强化作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污泥原位减量机理 |
| 1.2.1 溶胞-隐性生长 |
| 1.2.2 代谢解偶联 |
| 1.2.3 微型动物捕食作用 |
| 1.2.4 维持代谢 |
| 1.3 常规MBR的污泥减量 |
| 1.3.1 基于维持代谢的污泥减量 |
| 1.3.2 基于微型动物捕食作用的污泥减量 |
| 1.4 SSR-MBR污泥减量强化技术 |
| 1.4.1 工艺构型 |
| 1.4.2 污染物去除效果 |
| 1.4.3 污泥减量效果 |
| 1.4.4 影响SSR-MBR污泥减量的因素 |
| 1.4.5 膜污染情况 |
| 1.4.6 微生物种群 |
| 1.5 填料对污水处理工艺的影响 |
| 1.5.1 填料的作用 |
| 1.5.2 填料的主要应用 |
| 1.6 课题研究来源和内容、创新点及技术路线 |
| 1.6.1 课题研究来源和内容 |
| 1.6.2 创新点 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 实验装置、材料与方法 |
| 2.1 ASSR-MBR强化工艺的设计与运行 |
| 2.1.1 超声耦合填料ASSR-MBR工艺设计及运行 |
| 2.1.2 不同填充率PASSR-MBR工艺设计与运行 |
| 2.2 试验分析项目及方法 |
| 2.2.1 常规指标测定方法 |
| 2.2.2 DOM、EPS的提取、多糖及蛋白质含量的测定方法 |
| 2.2.3 缺氧池和ASSR中反硝化速率的测量 |
| 2.2.4 ASSR中的反硝化作用和磷释放的批次实验 |
| 2.2.5 污泥酶活性测定 |
| 2.2.6 污泥沉降脱水性能测定方法 |
| 2.2.7 污泥衰减参数的测定 |
| 2.2.8 膜面污染物分析 |
| 2.2.9 实验仪器分析 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 环境微生物种群多样性分析 |
| 2.3.2 活性污泥数学模型构建 |
| 2.3.3 氮元素平衡模型构建 |
| 2.3.4 其他分析方法 |
| 3 超声耦合填料对ASSR-MBR污泥减量的影响研究 |
| 3.1 MLSS及污泥产量变化 |
| 3.2 TMP变化 |
| 3.3 DOM沿程三维荧光平行因子分析 |
| 3.4 污泥特性研究 |
| 3.5 污泥减量机理分析 |
| 3.5.1 水解作用的强化 |
| 3.5.2 代谢解偶联作用的强化 |
| 3.6 减量机理的贡献 |
| 3.6.1 生物质裂解和水解的动力学参数估计 |
| 3.6.2 污泥溶胞和水解对污泥减量的贡献 |
| 3.7 减量功能菌 |
| 3.7.1 水解菌和发酵菌 |
| 3.7.2 慢生菌、捕食菌和絮体形成菌 |
| 3.8 LEfSe分析 |
| 3.8.1 插入ASSR对微生物种群的影响 |
| 3.8.2 投加填料对微生物种群的影响 |
| 3.8.3 超声处理对微生物种群的影响 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 填料对ASSR-MBR生物脱氮除磷影响研究 |
| 4.1 污染物去除效果研究 |
| 4.1.1 COD的去除 |
| 4.1.2 氮的去除 |
| 4.1.3 磷的去除 |
| 4.2 DOM沿程变化 |
| 4.3 微生物种群结构 |
| 4.3.1 微生物丰度和多样性指数分析 |
| 4.3.2 细菌种群的分类复杂性 |
| 4.3.3 脱氮除磷功能菌 |
| 4.4 脱氮速率和磷的释放研究 |
| 4.5 N、P平衡分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 填料填充率对ASSR-MBR系统污泥减量效果影响研究 |
| 5.1 污染物去除 |
| 5.2 污泥减量效果 |
| 5.3 氮的去除研究 |
| 5.4 DOM的迁移转化与利用 |
| 5.4.1 DOM迁移转化 |
| 5.4.2 二次基质释放与污泥减量的关系 |
| 5.5 污泥溶胞-水解作用研究 |
| 5.6 污泥减量贡献分析 |
| 5.6.1 动力学参数估计 |
| 5.6.2 污泥溶胞和水解对污泥减量的贡献 |
| 5.7 微生物代谢的能量消耗 |
| 5.8 本章小结 |
| 6 填料填充率对ASSR-MBR膜污染影响研究 |
| 6.1 膜污染变化情况 |
| 6.2 膜面有机污染物的性质 |
| 6.2.1 FTIR光谱分析 |
| 6.2.2 EPS含量变化 |
| 6.3 SMP荧光物质特性 |
| 6.4 污泥性质对膜污染的影响 |
| 6.4.1 污泥沉降脱水性能 |
| 6.4.2 污泥流变学性质 |
| 6.5 污泥混合液EPS变化与膜污染的关系 |
| 6.5.1 EPS含量的变化 |
| 6.5.2 QCM-D分析 |
| 6.6 微生物种群分析 |
| 6.6.1 微生物种群的显着差异分析 |
| 6.6.2 微生物种群的分类复杂性 |
| 6.7 技术经济分析 |
| 6.8 本章小结 |
| 7 填料填充率对ASSR-MBR系统微生物种群影响研究 |
| 7.1 细菌丰度和多样性指数分析 |
| 7.2 细菌种群的分类复杂性 |
| 7.2.1 门水平分析 |
| 7.2.2 纲水平分析 |
| 7.2.3 属水平分析 |
| 7.3 细菌种群对系统运行的影响 |
| 7.3.1 脱氮功能菌 |
| 7.3.2 污泥减量功能菌 |
| 7.4 古菌丰度和多样性指数分析 |
| 7.5 古菌种群的分类复杂性 |
| 7.5.1 门水平的差异性分析 |
| 7.5.2 纲水平的差异性分析 |
| 7.5.3 属水平的差异性分析 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（7）提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号与缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 城市污水处理现状及存在问题 |
| 1.1.2 城市污水处理发展方向 |
| 1.1.3 城市污水资源回收理念及工艺研究 |
| 1.2 城市污水碳捕集与氮磷浓缩 |
| 1.2.1 城市污水碳捕集与氮磷浓缩的必要性 |
| 1.2.2 城市污水碳捕集 |
| 1.2.3 污水氮磷回收与浓缩 |
| 1.3 捕集浓缩液能量回收与脱氮除磷 |
| 1.3.1 厌氧膜生物反应器技术 |
| 1.3.2 捕集污泥浓缩液预处理技术 |
| 1.3.3 自养脱氮除磷技术 |
| 1.4 本文的研究目的及内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究的目的及意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 研究思路及技术路线 |
| 2 实验材料与分析方法 |
| 2.1 化学分析方法 |
| 2.1.1 常规化学分析方法 |
| 2.1.2 其他化学分析方法 |
| 2.2 微生物表征分析 |
| 2.2.1 荧光原位杂交分析(FISH) |
| 2.2.2 DNA提取与Miseq测序 |
| 3 城市污水双膜法碳捕集及氮磷浓缩技术研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要实验内容 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 直接UF膜过滤碳捕集实验研究 |
| 3.3.2 生物吸附MBR碳捕集比较实验研究 |
| 3.3.3 UF-RO与HRCS-MBR-RO碳捕集及营养物浓缩比较实验研究 |
| 3.3.4 生物吸附MBR碳捕集机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 捕集浓缩液处理技术工艺研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要实验内容 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 AnMBR-CANON MBR处理城市污水浓缩液技术研究 |
| 4.3.2 硫铁矿自养反硝化脱氮除磷性能研究 |
| 4.3.3 复合CANON MBR反应器脱氮性能 |
| 4.3.4 浓缩液处理系统脱氮性能及脱氮机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 FNA耦合PMS污泥破壁强化浓缩液生物燃气产能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 主要实验内容 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同污泥破壁预处理的批式实验性能研究 |
| 5.3.2 FNA耦合PMS污泥破壁强化UASB产气性能研究 |
| 5.3.3 FNA耦合PMS污泥破壁机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 城市污水资源化工艺运行性能及运行成本和能耗分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验部分 |
| 6.2.2 污水资源化工艺运行成本及能耗分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 污水资源回收集成工艺运行性能研究 |
| 6.3.2 城市污水资源化工艺运行成本及能耗分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论、创新点及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（8）连续流超声对低水温活性污泥性能和污泥减量的影响（论文提纲范文）
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试验装置 |
| 1.2 接种污泥与模拟污水 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 装置启动与运行 |
| 1.3.2 评价指标 |
| 1.3.3 检测项目及方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 污泥减量效果 |
| 2.2 污水处理效果 |
| 2.3 超声处理对活性污泥沉降性能的影响 |
| 2.4 超声处理对活性污泥胞外聚合物的影响 |
| 3 结论 |
（9）主流部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺性能恢复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 生物脱氮作用 |
| 1.1.1 硝化作用 |
| 1.1.2 反硝化作用 |
| 1.1.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.2 部分亚硝化/厌氧氨氧化 |
| 1.2.1 部分亚硝化-厌氧氨氧化的原理 |
| 1.2.2 部分亚硝化-厌氧氨氧化的优点 |
| 1.2.3 部分亚硝化-厌氧氨氧化的存在问题及对策 |
| 1.3 部分亚硝化-厌氧氨氧化的影响因素 |
| 1.3.1 温度 |
| 1.3.2 基质浓度 |
| 1.3.3 溶解氧 |
| 1.3.4 游离氨与游离亚硝酸盐 |
| 1.4 部分亚硝化-厌氧氨氧化过程的主要微生物 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化菌 |
| 1.4.2 硝化细菌 |
| 1.4.3 反硝化细菌 |
| 1.5 研究的意义、内容及方法 |
| 1.5.1 研究的目的、意义 |
| 1.5.2 研究的内容 |
| 1.5.3 研究的创新点 |
| 1.5.4 研究方法和技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置及流程 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 模拟废水 |
| 2.1.3 实验运行流程 |
| 2.2 实验药品 |
| 2.3 仪器设备与分析方法 |
| 2.3.1 仪器与设备 |
| 2.3.2 水质分析方法 |
| 2.3.3 污泥指标分析方法 |
| 2.4 微生物群落结构分析方法 |
| 2.4.1 样品预处理 |
| 2.4.2 荧光定量PCR分析 |
| 2.4.3 高通量测序分析 |
| 2.5 相关计算方法 |
| 第三章 主流部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺性能恢复特征 |
| 3.1 恶化阶段的反应器运行性能 |
| 3.2 恢复阶段的反应器长期运行性能 |
| 3.3 工艺参数对反应器性能恢复的影响 |
| 3.3.1 曝气量对反应器性能恢复的影响 |
| 3.3.2 温度对反应器性能恢复的影响 |
| 3.3.3 进水浓度对反应器性能恢复的影响 |
| 3.4 抑制因子对反应器性能恢复的影响 |
| 3.5 反应器污泥特性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 主流部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺性能恢复过程的微生物变化特征 |
| 4.1 污泥活性分析 |
| 4.2 微生物多样性分析 |
| 4.2.1 稀释曲线分析 |
| 4.2.2 群落多样性指数与丰富度 |
| 4.3 微生物群落结构与组成 |
| 4.3.1 群落结构分析 |
| 4.3.2 群落组成分析 |
| 4.4 荧光定量PCR分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 攻读学位期间取得的研究成果 |
（10）不同工况下A2O系统污染物去除规律及微生物响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的背景 |
| 1.2 研究的目的 |
| 1.3 研究的意义 |
| 1.4 A~2O工艺发展及研究现状 |
| 1.4.1 A~2O工艺系统的基本原理 |
| 1.4.2 国内研究进展 |
| 1.4.3 国外研究进展 |
| 第二章 试验装置与分析方法 |
| 2.1 试验装置设计 |
| 2.1.1 A~2O工艺试验装置设计 |
| 2.1.2 装置运行设计 |
| 2.1.3 运行参数设计 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 进水水质 |
| 2.2.2 试验控制 |
| 2.2.3 试验内容设计 |
| 2.3 试验分析与方法 |
| 2.3.1 水质指标分析方法 |
| 2.3.2 微生物观测与分析方法 |
| 2.3.3 分析仪器 |
| 第三章 温度对A~2O污水处理的影响 |
| 3.1 温度对A~2O工艺系统影响的试验 |
| 3.1.1 10℃时A~2O工艺响应 |
| 3.1.2 15℃时A~2O工艺响应 |
| 3.1.3 20℃时A~2O工艺响应 |
| 3.1.4 25℃时A~2O工艺响应 |
| 3.1.5 30℃时A~2O工艺响应 |
| 3.2 小结 |
| 第四章 不同工况对A~2O污水处理的影响 |
| 4.1 试验装置及运行 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同HRT下 A~2O系统污染物的去除 |
| 4.2.2 不同溶解氧下A~2O系统污染物的去除 |
| 4.2.3 不同温度下A~2O系统污染物的去除 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 曲线回归模型不同工况水质分析中的应用 |
| 5.1 温度的曲线回归模型 |
| 5.1.1 COD与温度的曲线回归模型 |
| 5.1.2 TP与温度的曲线回归模型 |
| 5.2 DO的曲线回归模型 |
| 5.2.1 COD与DO的曲线回归模型 |
| 5.2.2 TP、TN及 NH_4~+-N与 DO的曲线回归模型 |
| 5.3 HRT的曲线回归模型 |
| 5.3.1 COD与 HRT的曲线回归模型 |
| 5.3.2 TP与HRT的曲线回归模型 |
| 5.3.3 TN与HRT的曲线回归模型 |
| 5.3.4 NH_4~+-N与 HRT的曲线回归模型 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
四、Management of process performance at low water temperatures in respect of filamentous organisms（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]基于改性填料的MBBR工艺高负荷处理淀粉糖废水的应用研究[J]. 孙振江,佟毅,刘桂文,朱杰,陈勇. 生物加工过程, 2021(03)
- [3]固相反硝化工艺处理低碳生活污水效能及微生物特性研究[D]. 吴恒. 重庆理工大学, 2021
- [4]分段进水改良AAO工艺处理低CN比生活污水的效果及优化控制[D]. 赵梦轲. 安徽工业大学, 2020(07)
- [5]膜曝气推流式污泥床处理生活污水的研究[D]. 马骁. 太原理工大学, 2020(07)
- [6]填料对污泥原位侧流减量工艺强化作用研究[D]. 郑月. 上海电力大学, 2020(01)
- [7]提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究[D]. 代文臣. 大连理工大学, 2019(08)
- [8]连续流超声对低水温活性污泥性能和污泥减量的影响[J]. 李道甲,员建,马华继,王梦杰,焦秀梅,张春青,汪艳宁,张沁唯. 中国给水排水, 2019(09)
- [9]主流部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺性能恢复研究[D]. 彭靓. 长沙理工大学, 2019(07)
- [10]不同工况下A2O系统污染物去除规律及微生物响应[D]. 张永恒. 西藏大学, 2019(12)