一、Simultaneous nitrogen and phosphorus removal under low dissolved oxygen conditions（论文文献综述）
艾胜书[1]（2021）在《基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究》文中研究说明传统生物脱氮除磷工艺在完成脱氮除磷过程,多数是在两个或多个独立的反应装置中进行,或是在时间上造成交替好氧和缺氧环境的同一个反应装置中进行,工艺存在建设投资和运行费用较高,占地面积大等特点。而寒区城市污水处理往往还存在冬季低温运行不稳定、进水碳氮比低和耐冲击负荷能力差等问题。本文在总结污水生物脱氮除磷理论与技术研究和应用的基础上,从构建反应器内混合液循环流态强化活性污泥性能和提升物质传递利用效率的角度出发,研制了一种在同一空间内同时存在不同氧环境原位污染物同步去除的气升式微压双循环多生物相反应器（Airlift Micro-pressure Dual-circulation Bioreactor,AL-MPDR）。为了探明AL-MPDR的污水处理性能及污染物同步去除机理,为反应器的推广应用奠定理论与技术基础,本文开展了反应器流场特性研究和不同规模城市污水处理性能研究。首先,利用数值模拟和反应器实测手段研究了AL-MPDR的流场特性。研究表明:数值模拟的反应器液相循环流态随着曝气强度增大逐渐呈现中间流速低,四周流速高趋势,且在曝气量为0.6m3/h时,液相循环流态最稳定,中心区域流速最低,并以反应器主反应区几何中心呈均匀对称分布。通过流态清水验证试验进一步证明了反应器内能够形成循环流态,且循环时间随曝气强度增大而变小。而受反应器内液相流态的影响,反应器内不同区域标准氧总转移系数KLas差异也较大,在曝气量为0.6m3/h时,KLas变化差异最大,外围区域达到0.4529,中心区域只有0.1822,此时的液相流态最稳定。也正因为反应器内的特殊循环流态,致使反应器具有了以中心区域溶解氧值低、外围区域溶解氧值高的氧梯度分布规律,和中心区域高、外围区域低、反应器出口更低的污泥浓度分布规律的流场特性。在结合反应器流场特性研究的基础上,对反应器污染物同步去除性能及机理进行研究。研究表明:在曝气强度分别为0.104 L/（min·L）、0.156 L/（min·L）和0.208 L/（min·L）,水力停留时间（hydraulic retention time,HRT）分别为8h、10h、12h和14h的运行条件下,AL-MPDR均表现较强的碳氮磷同步去除效果,并以同步硝化反硝化的脱氮机制完成了氮的去除。反应器内的氧梯度环境是影响反应器内不同区域微生物群落存在差异性的主要因素,特殊的流场特征使反应器内同时富集了具有硝化功能的Haliangium和Nitrospira、反硝化功能的Acinetobacter和Zoogloea、以及反硝化除磷功能的Rhodoferax和Aeromonas等多种功能菌属完成污染物的同步去除,且系统具备完整的有机物、氮磷代谢途径。针对我国城市污水存在低温、低C/N的特征,结合AL-MPDR具有的流场特性及脱氮除磷机制,分别研究了低温和低C/N下的AL-MPDR污染物同步去除性能及机制。研究结果表明:针对我国北方城市污水四季温度变化大特点,采取常温低污泥浓度、低温高污泥浓度的运行模式。反应器稳定运行后出水COD、NH4+-N、TN和TP分别保持在40mg/L、5mg/L、15 mg/L和0.5 mg/L以下,仍保持较强的污染物同步去除性能。低温下反应器内TTC脱氢酶活性降低,胞外聚合物含量增加。但随着温度的降低和运行条件的改变,反应器内Bacteroidetes、Gemmatimonadetes、Nitrospirae和Firmicutes菌门相对丰度增大,一些耐冷、嗜冷菌属,如Flavobacterium、Zoogloea和Rhodobacter相对丰度也明显增大。此外,Haliangium、Nitrospira和Aeromonas等脱氮除磷功能菌群的相对丰度也略有增加。这些功能菌属在反应器内富集,形成优势菌群,保证了反应器低温运行效果。在进水C/N比为3.2～9.4之间运行条件下,反应器均保持较高的有机物、氮磷污染物同步去除能力。随着C/N比降低,反应器内活性污泥沉降性能并未受到显着影响,只是小粒径污泥占比越来越多,但反应器内同步硝化反硝化效果并未受缺氧微环境的影响,此时的平均SND率仍为88.67%。反应器内微生物群落丰度和多样性随C/N比降低均略有升高,Denitratisoma、Thauera和Aeromonas等特殊功能菌属在反应器内富集,并且相对丰度提高,使系统可能存在短程硝化反硝化、自养反硝化和反硝化除磷等生物脱氮除磷机制,进而大大降低了反应器生物系统对碳源的需求,确保了反应器在低C/N比下的运行效果。在实验室小试研究基础上,对AL-MPDR装置进行了为期368天的现场中试性能研究。结果表明:在进水水温为6.9～16℃,COD、NH4+-N、TN和TP分别为111.30～2040.00mg/L、5.33～15.15mg/L、14.31～40.97mg/L和1.89～13.12mg/L的水质、水温波动较大的情况下,中试运行出水各项指标均优于（GB18918-2002）一级A排放标准,表现出较高的污染物同步去除效果及较强的抗冲击负荷能力。中试的AL-MPDR装置内混合液流态更趋于稳定,反应器内微生物群落具有较高的丰度和多样性,且不同区域微生物群落差异性较大。相比传统生物脱氮除磷工艺,AL-MPDR具有相似的优势菌群结构,不同的是相对丰度占比较高的优势菌门数量更多。在中试装置内同样富集了具有脱氮和除磷功能菌属,如Thermomonas、Terrimonas、Dechloromonas、Thaurea和Dechloromonas等。
郭媛[2]（2021）在《铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理》文中指出与活性污泥（Activated sludge,AS）相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有沉降性能优良、生物富集量高和抗冲击负荷能力强等优势特征,因此,AGS技术被誉为一项经济效益突出、具有良好发展前景的新型污水生物法处理技术。然而,该工艺在处理低有机负荷生活污水时存在系统启动周期长、长期运行易失稳和脱氮除磷效能不足等应用瓶颈。针对上述技术难题,本研究提出将铁电解作用耦合于AGS系统,一方面利用电刺激对微生物表面特性、迁移行为和生化活性等的积极影响,另一方面借助阳极电解缓慢溶铁的过程提高元素铁在AGS系统的利用效能,以期形成协同的强化效果,为攻克上述技术难题提供一条简便易行的解决方案。此外,本研究深入解析了铁电解作用下污泥内部各组分随颗粒化过程的变化情况,以及污泥完全颗粒化后其内部的功能微生物和功能基因等,旨在建立“铁电解作用—响应规律—生态功能”三者之间的级联作用关系,助推AGS技术在生活污水处理领域的工程化应用与理论发展。提出了一种耦合铁电解作用强化AGS形成的新方法,培养出一种形成速度快、颗粒结构稳定和多路径脱氮除磷的原位沉积铁矿型AGS。在常用于培养AGS的序批间歇式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）中,安装了一对由活性铁阳极和惰性钛阴极组成的电极单元,成功构建了一种耦合铁电解作用的AGS系统,并基于颗粒化速率和污染物去除效能的评估,重点优化了铁电解单元的作用方式和施加电压。结果表明,在交替式缺氧/好氧（AN/O＿SBR）的周期运行模式下,施加1.0～1.5 V的恒定电压于缺氧阶段,在低有机负荷（1.35 kg COD/（m3?d））进水条件下该耦合系统可以20 d内完成启动、60 d后稳定运行,培养出的AGS具有沉降性能好、比重大和微生物活性高等优势特点。这种AGS内部沉积有铁系矿物,该无机组分不仅增强了颗粒结构的稳定性,而且构造了交联互通的孔隙结构,有利于细菌生长所需基质以及代谢产物的传输,有效克服了传统自凝聚形成的AGS结构稳定性差的固有劣势。此外,在1.5 V铁电解作用下完全颗粒化后的耦合系统对于实际的生活污水也具有优良的污染物处理效能,与无铁电解作用的对照组相比COD、TN和TP的去除率分别提高了4.0%、27.3%和39.9%,且系统出水中碳氮磷的浓度均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。探究了铁电解作用下污泥内部无机矿物、微生物和胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）三种组分随颗粒化过程的协同演变规律,阐明了基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机理。结果表明:在好氧污泥的颗粒化过程中,污泥内部的无机矿物由无定型的铁氧化物逐渐转变为结晶型的磷酸铁系矿物;污泥EPS中C-（C/H）形式的C会被部分氧化为含氧的C结构（C-OH、C=O和O-C=O）,赋予EPS络合金属阳离子的性能;污泥中的微生物群落结构也发生了明显的演替,逐渐富集生长与EPS分泌和氮磷污染物去除相关的功能微生物。基于此,推断并验证了颗粒化各阶段发挥主要作用的组分类型及其影响机制,即:EPS在原位沉积铁矿型AGS的形成初期发挥重要作用,一方面通过粘附作用滞留下微小絮体,另一方面经氧化而具备络合特性,为Fe2+、Fe3+和Ca2+等金属离子卷入污泥基质提供前提条件;在颗粒化的增长期,颗粒内无定型铁氧化物的赋存明显改善了污泥的沉降性能,有利于滞留更多生物质于反应器中进一步生长和颗粒化;当污泥完全颗粒化后,颗粒内部的主要无机组分为结晶型磷酸铁系矿物,其与污泥内的微生物和EPS协同作用维持着颗粒结构的稳定。揭示了本研究培养的原位沉积铁矿型AGS多路径协同脱氮除磷的去污机制。结果表明:对于1.5 V铁电解作用下形成的原位沉积铁矿型AGS,其适中的污泥粒径（1.7 mm）和铁含量（30 mg/g SS）为铁营养型和不同需氧类型细菌的生长和繁殖提供了适宜的溶氧微环境和铁需求量。与无铁电解作用下形成的AGS相比,原位沉积铁矿型AGS内部被检出存在多种类型的反硝化菌,异养、自养和混养反硝化菌在该污泥所有反硝化菌中的相对比例分别为74.5%、10.3%和15.2%,且这三类反硝化菌在整个微生物群落组成中的总丰度高达42%。通过颗粒污泥的离体摇瓶实验,进一步证明了原位沉积铁矿型AGS内部存在依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径,该路径与其他脱氮路径共同作用下,赋予了耦合铁电解作用的AGS系统优良的TN去除效能。此外,该AGS中与铁和氮代谢相关的细菌可以通过相关功能基因的管控,严格控制元素Fe在细胞质内的积累量,并将Fe2+与NO3--N的反应场所限定于细胞周质层中。基于原位沉积铁矿型AGS中磷元素的赋存形态分析,推断并验证了在耦合铁电解作用的AGS系统中高效的TP去除效能归因于生物化学协同除磷,主要包括三种路径,分别为聚磷菌主导的生物除磷,阳极溶出的铁离子（Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ））与PO43-共沉淀的化学除磷,以及AGS内部富含的铁氧化物对PO43-的吸附除磷。
查晓[3]（2021）在《源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究》文中进行了进一步梳理我国农村水体环境质量不容乐观。除处理率低外,农村生活污水还存在已建治理设施相当比例不能正常运行且达标率低的严重问题。因地制宜地研究开发高效、易维护、氮磷资源化利用的处理设施是农村生活污水治理发展的关键。本研究以黑灰分离为基本原则,构建了:“厌氧折流板反应器（modified anaerobic baffled reactor,MABR）预处理黑水-缺氧滤池（anoxic filter,ANF）-多级水车驱动生物转盘反应器（multi-stage water driving rotating biological contractors,ms-wd RBCs）-经济型人工湿地（economy-friendly constructed wetland,ef-CW）”的组合工艺。主要研究内容和结果如下:利用MABR处理黑水,研究表明,MABR可有效降解黑水中的有机物,降低后续运行负荷。中温条件（36±1℃）下,以低负荷运行启动MABR,可快速启动成功。考察HRT对MABR运行的影响,延长HRT有利于黑水中有机物的降解、提高COD去除率。以48h稳定运行MABR,可实现94%左右的COD去除率。对污染物形态进行分析,MABR对颗粒态污染物具有良好的去除能力。MABR各隔室碱度较高,具有较强的缓冲能力。16S细菌群落分析指出MABR内实现了相分离。古菌群落分析指出,氢营养型产甲烷菌在各隔室内均占据高丰度。第二隔室的非氢营养型甲烷菌丰度显着高于其他两隔室,表明第二隔室消化VFA的能力强,因而MABR的酸化可能性低。ANF/ms-wd RBCs联合装置对MABR处理后的黑水与灰水原水混合污水进行处理,研究表明装置实现了有机物降解、氨氮氧化、脱臭及氮的部分脱除。对回流比、HRT、转速等运行条件进行研究,适当增加回流比与HRT有助于提高ANF/ms-wd RBCs对污染物去除。在回流比为150%,HRTANF为7.11 h,HRTwd RBC为1h时,装置实现了较优的运行效果。稳定运行时COD、NH4+-N、TN与TP的平均去除率可达88.40%,88.14%,52.33%和34.11%。除TP外,装置出水污染物浓度远低于《江苏省村庄生活污水治理水污染物排放标准（DB32/T 3462-2020）》中的一级A标准。氨氮的硝化主要发生在ms-wd RBCs,尤其是后两级生物转盘。从农村地区的实际应用考虑,减少回流、缩短HRT有利于节约能源、降低成本。保留氮、磷营养元素有利于后续经济型人工湿地植物生长。当人工湿地面积足够时可考虑进一步缩短缺氧段HRT或减小回流比。对ANF/ms-wd RBCs细菌群落的空间分布进行分析。ANF反硝化相关菌及有机物消化降解相关菌丰度较高。硫自养反硝化菌占有较高丰度,有利于臭味的脱除。Ms-wd RBCs则具有较高丰度的氨氮氧化细菌（Ammonia Oxidizing Bacteria,AOB）与（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）,与实验过程氨氮大部分在ms-wd RBCs被氧化的结果一致。NOB的丰度出现了逐级增加的趋势。这与稳定运行过程中氨氮在ms-wd RBCs第二、三级去除率较高的规律一致,也证明了设置三级生物转盘的合理性。Ms-wd RBCs将生物转盘与跌水充氧结合,实现了高效充氧,利于氨氮氧化。利用水车取代电机驱动生物转盘转动,简化了设备并降低了装置运行能耗,也易于维护管理。针对ms-wd RBCs长期运行中存在或潜在的问题,对其构型进行了优化与改进,主要包括:（1）将驱动水车位置从侧边改进为转轴中部,水车两侧均匀分布盘片,以避免可能的转轴弯曲问题;（2）增设带三角溢出堰的布水板以分散水柱增加跌水过程充氧能力;（3）将驱动水车积水槽改进为折角型以增加驱动水在水槽停留时间,从而减少驱动流量、节约能耗。测试ms-wd RBCs的充氧性能,主要与跌水高度、跌水流量、盘片转速等有关,推荐跌水高度为0.5-0.6 m、盘片转速为4-8 rpm。对氧传质过程建立模型以进一步了解其充氧能力。模型将ms-wd RBCs运行过程中的氧传质过程简化为跌水过程充氧与盘片转动充氧两部分。跌水过程以双膜理论为基础从物料平衡角度建立氧传质模型,盘片转动过程以体积修正系数为基础对Kim&Molof模型进行修正建立氧传质模型。二者结合,经理论推导与试验校正得出最终的ms-wd RBCs充氧模型,ms-wd RBCs充氧能力与初始溶解氧浓度、跌水高度、盘片转速、ms-wd RBCs尺寸以及温度有关。由模型计算可知单级wd RBC的充氧能力较强,足以支持运行过程中的氨氮硝化。从基质和植物两方面对ef-CW强化除磷进行研究。Ef-CW可有效去除剩余氮、磷,同时,湿地中种植的经济植物也可获得较高的经济效益。基质磷吸收实验结果表明加气混凝土砌块具有较强的磷吸附能力。中试试验中,以装填砾石的潜流人工湿地为对照,装填部分加气混凝土砌块的人工湿地除磷能力得到显着提升。以水生植物滤床培养经济型蔬菜植物作进行筛选,综合考察植物对氮磷的去除效果与植物产量。推荐植物为夏秋季:雍菜、木耳菜,冬春季:水芹、豆瓣菜、生菜。实际工程中可采取不同湿地形式结合,多种植物搭配,装填除磷基质的方式实现脱氮除磷、产生经济效益。组合工艺中MABR有效减轻了后续单元的有机负荷,同时降低了病原微生物污染的可能性;ANF/ms-wd RBCs实现了氨氮的高效硝化和有机物浓度的进一步降低,对臭味有效脱除,保留大部分氮磷;ef-CW去除氮磷的同时通过筛选氮磷去除效果好且生物量大、经济价值高的植物产生一定的经济效益。各工艺单元分工协作,整体工艺成本低,易维护管理,符合农村地区需求。
李惠茹[4]（2020）在《高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究》文中进行了进一步梳理随着可持续发展理念的不断深化落实,污水处理和资源回收利用引起了人们广泛的关注。近年来,随着经济高速发展和人口急剧增长,工业废水和生活污水的排放量显着增长。为缓解淡水压力进行海水直接利用节约淡水资源的同时也产生了大量的高盐废水,资源化利用理念的深入在减少碳含量的排放的同时也使得低碳源废水的排放越来越广泛。因此,高盐废水和低碳源废水已经发展为污水处理过程中两个不可忽视的难题。表面活性剂素有“工业味精”之称,遍布于各行各业,广泛应用于人们的生产生活,因此待处理的污水中或多或少都含有一定量的表面活性剂,现如今,表面活性剂污染也已经成为一个不可忽视的水污染问题。近年来,由于可持续发展战略和资源化利用理念的的深入人心,环境友好和经济效应已成为时代的主题,生物法处理污水越来越受到人们的青睐,其中,序批式活性污泥法（sequencing batch reactor,SBR）处理废水受到了越来越多的关注。SBR法作为生物法处理废水的主要方法之一,具有占地面积小、操作灵活简单和耐受性强等优点,已被广泛应用于处理各种水体。然而,实际应用中,水体成分复杂,容易对SBR体系产生不利影响,并且微生物的响应机制依旧不明确。针对上述问题,本研究以SBR体系为研究对象,系统探究了不同因素（低营养、高盐和表面活性剂）在极限情况下单因素及二元复配因素条件下,对SBR体系脱氮除磷的性能的影响,并深入阐明了微生物的响应机制。主要内容和结果如下:第1部分,选用葡萄糖作为单一碳源,考察不同梯度进水碳浓度对SBR系统脱氮除磷性能的影响,同时研究了活性污泥酶活性、蛋白质、多糖以及核酸等分子水平的影响。结果表明,在SBR系统中,进水碳源浓度降低会抑制SBR系统中活性污泥的脱氮除磷性能。有氧阶段有利于提高脱氢酶活性,但碳浓度的降低会抑制脱氢酶活性;以控制体系的初始进水碳浓度为1,当进水碳浓度为初始进水浓度的40%（COD=153.24 mg/L,氮源=20 mg/L）,即相对碳浓度为40%时,SBR系统仍能稳定运行并保持良好的脱氮除磷性能。然而,当相对碳源浓度低于40%时,其脱氮除磷性能明显受到抑制,固体悬浮物含量增加。从胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）的含量进行分析,随着碳浓度的降低,SBR系统周期运行过程中多糖的含量呈现先降低后升高的状态。整体来看,EPS中多糖的占比较蛋白质大得多,因此EPS随碳浓度的变化也呈现先降低后升高的状态。当进水相对碳浓度为60%时,胞外聚合物中多糖含量最低,蛋白质含量最高。该碳浓度下,SBR体系对污染物的去除仍保持较好性能。当进水相对碳浓度降到40%时,部分细胞处于饥饿状态,释放出更多的多糖来维持微生物的代谢生长,这就使得EPS中多糖呈现增加的趋势。因此,虽然EPS的含量明显提高,但是微生物自身的稳定性是受到威胁的,并且体系中的微生物菌群受到冲击。对于整个体系来说,高盐对细胞胁迫使细胞膜上的功能蛋白增加,细胞中糖原及核酸等有机物质的分泌减少。糖原有助于生物细胞中氮的存储,糖原的减少会使体系中活性污泥的硝化反硝化作用受到抑制,从而导致脱氮效率降低。同理,体系中核酸含量的减少会使体系中磷的去除率受到抑制。因此,当进水相对碳浓度低于40%时,SBR系统的脱氮除磷性能受到严重的抑制作用。（对应文中第2章）在第1部分的研究基础上,优化出SBR体系能保持生物活性的极限进水碳浓度（40%）。第2部分,深入考察低碳源条件下,盐浓度对SBR系统中脱氮除磷性能、酶活性和EPS的影响。研究结果表明:在低碳源条件下,当盐度低于10 g/L时,SBR系统中脱氮除磷的效率随着盐浓度的提高而增加,且盐浓度对脱氮的影响更显着。当盐浓度超过20 g/L时,盐度超出其承受能力,氨氮和总磷的去除显着减少。在低碳源条件下,当盐度从空白增加到5 g/L时,体系中整体酶活性受到抑制,而当盐浓度进一步提高到10 g/L时,酶活性略有提高。此外,随着盐浓度的增加,多糖含量增加,并且EPS中有一部分蛋白质转化为碳源和能量,从而参与微生物细胞的生长和代谢。而且,随着盐浓度的增加,活性污泥的絮凝和沉降性减弱。这可能是由于细胞表面的渗透压增大,部分微生物的活性受到抑制。反硝化作用不能够完全进行,体系内形成短期硝化反硝化反应,节约下来的碳源提高了体系内的酶活性,减弱了低碳源条件对SBR体系内硝化反硝化的抑制作用,从而使总氮的含量随着盐度的升高而降低。由于反硝化菌与聚磷菌在碳源上存在竞争关系,反硝化作用受到抑制,节约下来的碳源能够减轻低碳源条件对SBR体系的聚磷菌的抑制作用。从而导致低碳源条件下SBR体系中脱氮除磷性能随着盐度的提高而增加。并且,由于碳源浓度很低,体系中细胞处于饥饿状态,细胞会分泌初更多的多糖以弥补微生物细胞呼吸作用的消耗,适量盐的存在加速了电子转移,促进了这一过程。同理,低碳源条件下,盐度较低时,对蛋白质的分泌具有促进作用,当盐度较高时,部分蛋白质作为碳源和能量,蛋白质含量降低,这虽然维持了微生物的生长和代谢,但由于蛋白质比重的减少,SBR系统中活性污泥的絮凝性和沉降性减弱。（对应文中第3章）上述1、2部分已经考察过碳浓度对SBR系统的影响以及高盐低碳源条件对SBR体系脱氮除磷性能的影响,鉴于城市污水和一些工业废水不仅限于高盐和低碳源两种情况,表面活性剂的广泛应用也使其普遍存在于待处理污水中,因此通常污水组分都比较复杂。其中阴离子表面活性剂,作为一类常用的工业和生活洗涤用品,在各种水体中存在都比较广泛,因而可能对SBR运行体系造成不利影响。基于这种情况,第3部分选定了两种污水处理中比较常见的阴离子面活性剂（SDS和SDBS）进行实验研究,考察了在高盐条件下,两种不同结构阴离子表面活性剂SDS和SDBS对SBR系统脱氮除磷性能的影响,进一步探究其对体系中各项指标的影响。研究表明:高盐条件下,在SBR系统中添加表面活性剂SDS和SDBS可以抑制氮和磷的去除,且SDS的抑制作用更为显着。在含SDBS的系统中污泥活性几乎不受到影响,而在含SDS的系统中污泥活性增加。周期运行过程中,表面活性剂加入后硝酸盐氮含量的增加,也表明表面活性剂可以与盐相互作用,减弱盐对污泥活性的抑制作用。此外,从EPS的角度讲,SDS和SDBS的加入减少了体系中EPS的含量,并且各层次间的蛋白质的含量明显高于多糖的含量,EPS中蛋白质的主要作用在于生化反应运行过程中的酶催化和生物降解,蛋白质含量高有利于体系中污染物的去除,表面活性剂SDS和SDBS加入后,蛋白质含量减少也是体系中脱氮除磷性能下降额原因之一。含有SDBS的系统中TB-EPS的含量几乎没有变化,而含有SDS的系统中TB-EPS的含量则明显降低。并且含有SDS的系统中LB-EPS在EPS中的比例增大,不利于污泥沉降。EPS中的多糖具有保护细胞的作用,有利于增强活性污泥的沉降性。SDS和盐之间的相互作用能够降低盐对SBR系统的压力,增强活性污泥的沉降性。而SDBS不能减轻盐对系统的压力,使系统中酶活性受到抑制。（对应文中第4章）为了深入了解SBR系统运行过程中各项指标的变化于活性污泥中微生物响应机制之间的关系,第4部分采用16S r RNA测序方法深入探究了高盐和表面活性剂同时胁迫下微生物群落结构和组分响应变化。结果表明,表面活性剂SDS和SDBS的添加会微生物群落的物种数降低,其中,SDS的筛选性强于SDBS;然而,SDBS在增加物种多样性,抑制原生优势微生物方面的影响较为明显。在门水平上,在高盐和表面活性剂存在下,变形杆菌Proteobacteria是优势种群。在属水平上,高盐条件下,优势菌属为Kluyvera,添加表面活性剂后,Kluyvera的比重略有降低,Candidatus Riegena上升为除Kluyvera之外的又一优势菌属,此外,SBR系统的去除性能不仅受优势种群的影响,还受到微生物群落丰富度和群落多样性的影响。因此,活性污泥脱氮除磷性能的降低是多种因素共同作用的结果。（对应文中第5章）
赵梦轲[5]（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》文中研究说明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。
李真[6]（2020）在《基于ASM2D模型的废水同步脱氮除磷过程的动力学模拟研究》文中指出同步硝化反硝化除磷技术（SNDPR）具备能耗较低、碳源需求较小、污泥量小、费用经济等优点,是一种备受关注的同步脱氮除磷技术。然而,即便SNDPR技术在实验室的研究中取得了较好的成果,但由于SNDPR系统中菌落生态复杂,实际生产规模的运行状态难以控制,维护要求高,因此如何实现对工艺的整体控制以便投入实际生产的问题亟待解决;另外研究表明,SNDPR过程中会产生大量的N2O。因此,对SNDPR过程建立含有N2O预测模块的活性污泥模型对其在污水处理仿真技术、数学模型方面的发展、温室气体的排放减量及在实际工程应用过程中的设计和运行具有重要意义。本研究采用AQUASIM 2.0对模型进行了搭建,以A/OLA-SNDPR实验的检测数据为观测值,实现了对扩展模型的参数校正和动态模拟检验,主要研究成果如下:（1）在羟胺的不完全氧化产N2O的路径中考虑了硝酰基（NOH）的作用和反应路径;并把氨氧化细菌(XAOB)的反硝化过程、羟胺的不完全氧化过程（NOH途径）、异养菌（XH）反硝化以及聚磷菌(XPAO)反硝化过程耦合起来,并运用于A/OLA-SNDPR系统中的COD、氮、磷以及温室气体N2O的模拟预测。（2）通过实验和模型结合的方式发现XAOB反硝化是A/OLA-SNDPR过程中N2O生成的最主要过程,第二个主要途径是XH反硝化途径;并通过N2O组分的参数灵敏度的分析发现,在A/OLA-SNDPR系统中与XPAO代谢相关的参数对N2O的灵敏度最高,且对N2O的输出为负相关性影响。（3）参数校正结果表明,由于系统中微生物结构的较大差异,因此一些关键过程的参数取值与其他工艺不同,其中KNH2OH的校准值为4.2高于文献值2.4,KO2,A的校准值为0.14低于文献值0.145,ηNO,H的校准值为0.89比ηN 2O,H的校准值0.3高出近三倍;ηNO,P的校准值为0.6比ηN 2O,P的校准值0.64低。（4）通过磷负荷冲击实验以及模型模拟结果分析发现,可以通过增强XPAO相对XH的优势,从而使得聚磷菌对硝酸盐氮等电子受体的竞争力增强了,减少了N2O的排放;进水磷浓度的增加不会对硝化菌的代谢过程造成较大影响,硝酸盐浓度的降低与聚磷菌和异养菌的代谢有关,且在A/OLA-SNDPR系统中出水总氮以硝态氮为主,低碳磷比会增强聚磷菌的活性,从而降低限氧反应器中的出水磷浓度、硝酸盐浓度。
陈悦[7]（2020）在《高海拔地区同步硝化反硝化—反硝化除磷系统工艺优化及氮磷去除特性研究》文中提出高海拔地区具有大气压力低、空气含氧量低、气温低等特点。目前高海拔地区生活污水生物处理工艺存在活性污泥流失严重、曝气能耗高、工艺复杂、功能微生物活性弱等问题,不能满足高海拔地区污水处理需求。有必要研究适用于低大气压条件的稳定、高效、低耗运行污水处理工艺。同步硝化反硝化与反硝化除磷耦合SBR系统（耦合SND-DPR系统）、同步硝化反硝化除磷（SNDPR）系统作为新型的脱氮除磷工艺,均具有能同步脱氮除磷、曝气能耗低、剩余污泥量少等优点。本文将耦合SND-DPR系统和SNDPR系统用于高海拔地区污水处理,探究适合高海拔地区的污水生物脱氮除磷途径,为高海拔地区的城镇污水处理工艺的设计及运行提供理论依据和参考。基于以上的研究得到的主要结论如下:1.高海拔条件下同步硝化反硝化-反硝化除磷系统工艺比选在低大气压环境（72 k Pa）和正常大气压环境（100 k Pa）下分别构建、启动并运行了SNDPR系统和耦合SND-DPR系统,考察了通过SNDPR系统和耦合SND-DPR系统的污水处理效果和N、P去除途径,并通过工艺对比分析,研究了这两个系统在高海拔地区的适用性。实验发现SNDPR系统在低大气压环境下启动运行30天后,实现了较好的氮、磷去除效率;SNDPR系统与耦合SND-DPR系统相比,节省了50%的运行时间,降低了39%的曝气量,拥有更稳定、更高效的氮磷去除性能,更能适应低大气压环境。在大气压力为72 k Pa、C/N比为6、溶解氧（DO）浓度为0.5～1mg/L的条件下,SNDPR系统运行稳定过程后,化学需氧量（COD）、总氮、总磷去除率分别达到85%、78%、92%以上。2.不同大气压力下C/N比对SNDPR系统运行性能的影响分别在大气压力为100 k Pa（海拔为386 m,如陕西咸阳）、72 k Pa（海拔为2700 m,如西藏林芝）和65 k Pa（海拔为3600 m,如西藏拉萨）下稳定运行了SNDPR系统,并通过控制不同的进水氨氮浓度（20、36、50 mg/L）,研究了不同大气压力条件下进水碳氮比（C/N）对SNDPR系统脱氮除磷效果、有机物利用特性的影响。不同进水C/N比实验表明,大气压力为100 k Pa、72 k Pa、65 k Pa时,随着C/N比的降低,DO浓度、氨氮去除率、总氮去除率和总磷去除率均有所降低,然而COD去除效果几乎不变。C/N比为6、DO浓度为1 mg/L时,SNDPR系统在大气压力为72、65 k Pa下的氨氧化速率分别为5.81、2.89 mg N·L-1·h-1,吸磷速率分别为6.59、10.51 mg P·L-1·h-1。随着大气压力的降低,SNDPR系统氨氧化速率逐渐降低,吸磷速率逐渐增加。3.曝气量对低大气压下SNDPR系统的影响通过对比低大气压力条件下不同曝气流量对SNDPR系统DO浓度和同步脱氮除磷效果的影响,寻求低大气压力条件下适宜的曝气流量和DO浓度。不同曝气流量实验表明,为满足同样的溶解氧需求,大气压力为72 k Pa、65 k Pa下SNDPR系统的曝气流量分别是100k Pa下的1.25、1.87倍。据文献报道,在大气压力低于78 k Pa的环境下,高海拔地区传统生物处理工艺的充氧量（4104 kg O2/h）为低海拔地区（2200 kg O2/h）的1.87倍,相比之下,SNDPR系统供气量较低,并且在适应低气压环境上展现出较大的优势。4.大气压力对SNDPR系统的微生物活性影响研究在SNDPR系统运行稳定并具有良好污染物去除性能的基础上,通过污泥活性试验研究了低大气压下稳定运行的SNDPR系统中活性污泥的氨氧化活性、硝化活性、厌氧释磷活性、好氧聚磷活性、反硝化活性以及反硝化聚磷活性。实验结果表明,随着大气压力的降低,微生物氨氧化活性逐渐降低,然而硝化细菌的硝化活性和聚磷菌好氧吸磷活性逐渐增加,这和长期实验的结果一致。本文结果表明,SNDPR系统在低大气压条件下可以稳定运行,具有良好的脱氮除磷效果,并且对DO浓度需求低,可有效降低曝气能耗,适用于处理高海拔地区城镇生活污水。
韩震[8]（2020）在《高海拔地区改良型双污泥除磷脱氮工艺优化研究》文中研究说明高海拔地区低压低氧低温的自然环境严重影响到常规市政污水处理工艺的运行效果,存在着污泥培养难、微生物活性差、曝气能耗高、设备易损耗等问题,为此本课题提出了一种适用于高原地区的改良型双污泥除磷脱氮工艺。本文优化了改良型双污泥除磷脱氮工艺的运行参数,比较分析了96 k Pa（海拔400 m）、72 k Pa（海拔2800 m）、65 k Pa（海拔3300 m）和52 k Pa（海拔4300 m）下的工艺运行效能、污染物去除途径和微生物群落变化,进一步研究了不同海拔下曝气过程中氧传质效率的影响因素,为构建适用于高海拔地区自然与社会条件的市政污水处理工艺提供经验参数。1.改良型双污泥除磷脱氮工艺的启动与控制在人工模拟污水的进水条件下,经27天成功启动改良型双污泥除磷脱氮工艺。确定适宜的运行参数为进水比低氧:厌氧=5:5,低氧池溶解氧（DO）为2.0～2.5 mg/L,水力停留时间（HRT）为厌氧池2.0 h、低氧池3.0 h、缺氧池3.0 h、曝气池4.0 h,污泥回流比为50%。2.不同海拔下改良型双污泥除磷脱氮工艺运行效能研究改良型双污泥除磷脱氮工艺系统稳定运行期间,96 k Pa下化学需氧量（COD）、总磷（TP）、氨氮和总氮（TN）的平均去除率分别为87.40%、83.71%、96.73%和73.04%;72 k Pa下COD、TP、氨氮和TN的平均去除率分别为91.92%、88.92%、98.00%和72.44%;65 k Pa下COD、TP、氨氮和TN的平均去除率分别为90.86%、90.21%、97.29%和69.71%;52 k Pa下COD、TP、氨氮和TN的平均去除率分别为91.57%、80.67%、97.48%和63.90%。所有出水值均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级B标准。系统稳定运行期间,厌氧池和低氧池对COD的平均利用率分别为35.70±3.90%、42.58±0.60%;厌氧池、低氧池和缺氧池的脱氮量占进水总量的平均比例分别为24.56±3.88%、25.54±7.53%和11.80±3.75%;缺氧池和曝气池的平均除磷贡献率分别为49.99±14.32%、50.01±14.32%。随气压降低,系统COD和氨氮的去除基本不受影响,平均去除率为89.66±2.26%和97.37±0.64%;低氧池脱氮量从96 k Pa的199.968 mg/d降至52 k Pa的113.491 mg/d,系统TN的去除率从96 k Pa的73.04%下降到52 k Pa的63.90%;厌氧池内COD消耗量提高,释磷量从96 k Pa的298.092 mg/d提高至65 k Pa的520.306 mg/d,系统的TP去除率从96 k Pa的83.71%上升到65 k Pa的90.21%,但52 k Pa时厌氧池释磷量降至423.552mg/d,系统TP去除率为80.76%均低于96 k Pa,原因为低压下脱氮率降低,回流污泥携带大量硝酸盐进入厌氧池影响了释磷过程,同时好氧吸磷受到低氧条件限制。当气压降低,系统内微生物群落的多样性和丰富度总体均呈下降趋势;Dechloromonas（脱氮单孢菌属）与反硝化作用相关,相对丰度从0.25%增加至2.55%;Nitrospira（硝化螺旋菌属）、Pseudomonas（假单胞菌属）与硝化作用相关,相对丰度从0.36%、0.32%分别降至0.21%和0.05%;Candidatus Accumulibacter（聚磷菌）、Paracoccus（副球菌属）和Gemmatimonas（芽单孢菌属）与磷的去除相关,相对丰度从96 k Pa的0.24%、0.21%和0.40%增至65k Pa的0.28%、0.32%和0.73%,然后降至52k Pa的0.23%、0.04%和0.06%,这也解释了系统脱氮和除磷效率随气压的变化。3.不同海拔下氧传质效率的影响因素研究污泥浓度（MLSS）、气压、曝气量对氧总传质系数（KLa）的影响程度从大到小为:曝气量（r=0.759,P=0.001）、气压（r=0.751,P=0.000）、MLSS（r=-0.459,P=0.000）,其中KLa与气压和曝气量呈正相关,与MLSS呈负相关。微生物呼吸速率（OUR）与MLSS呈显着正相关（r=0.897,P=0.000）,与气压呈显着负相关（r=-0.339,P=0.021）,比呼吸速率（SOUR）仅与气压呈显着负相关（r=-0.355,P=0.016）。不同曝气量下活性污泥分泌的胞外聚合物（EPS）和溶解性微生物产物（SMP）均随气压降低而增多,其中蛋白质含量显着提高,而多糖含量基本不变,蛋白质相对含量的上升利于氧的传质。当曝气强度为150～600 m L/min时,相同气压和曝气量下微孔曝气盘的性能要优于微孔曝气软管;且随气压降低,两种曝气器最高动力效率和氧转移效率对应的最适曝气量分别从450 m L/min和300 m L/min降至150 m L/min。当曝气强度为150～600 m L/min时,相同气压和曝气量下充氧能力从大到小为:纯氧曝气、加压曝气（50 k Pa）和常规曝气。本课题提出的改良型双污泥除磷脱氮工艺在低压低氧环境下具有良好稳定的脱氮除磷效果,且仅有一套回流系统,能耗降低,易于维护,适用于高海拔地区城镇生活污水的处理。
陆一鸣[9]（2020）在《好氧颗粒污泥同步脱氮除磷实验及数学模拟研究》文中提出我国水体富营养化问题严重,脱氮除磷工艺一直是研究热点。针对我国污水情况,在污水处理中要做到同时脱氮除磷存在碳源不足、曝气能耗高等问题,目前提出的几种脱氮除磷技术,大多是依靠投加外部碳源来促进氮的去除和磷的回收。同步硝化反硝化除磷（SNDPR）工艺能够吸收进水碳源,有效去除废水中的氮（N）和磷（P）。因此,本研究采用模拟城市污水中营养物和碳浓度的合成进水,探究了具有同步脱氮除磷能力的好氧颗粒污泥的培养条件和碳氮比、厌氧好氧时间分配、溶解氧、沉淀时间对同步硝化反硝化除磷的影响。根据实验结果,可以得出以下结论:（1）在SBR反应器中,好氧颗粒污泥的颗粒化与接种污泥、基质组成、有机负荷、曝气量（水力剪切力）、交换比、反应周期和沉淀时间等一系列操作参数有关,通过提高COD浓度,增大曝气量可以迅速培养出颗粒污泥,通过缩短沉淀时间,可以淘洗出沉降性能较差的絮状污泥,维持颗粒污泥浓度和稳定性。（2）具有良好脱氮除磷能力的颗粒污泥污泥指数低至17.46,颗粒污泥为土黄色颗粒且具有一定的光泽,表面光滑,颗粒密实,超过75%的颗粒粒径分布在900-1300μm之间,最大的颗粒已经形成肉眼可见的圆形颗粒,颗粒表面及内部分布大量不同菌种,包括反硝化聚磷菌和硝化反硝化菌,形成了稳定的生态系统。（3）最终培养出的好氧颗粒污泥对COD去除率稳定在95%左右,氨氮处理效率稳定在95%～100%之间,几乎达到了完全去除,对总氮的去除率也达到了 90%左右,实现了磷的完全吸收,表明好氧颗粒污泥已经具有高效的脱氮除磷能力。（4）周期为3h,包括进水10min,厌氧40min,好氧115min,沉降5min,出水10min,曝气量为0.5L/min,在这种运行模式下反应器周期厌氧阶段结束时,PO43--P浓度达到25.62mg/L,反应结束出水磷去除率达到95%以上。在低碳废水中,利用含有的COD不仅释放了含高浓度磷并且不妨碍NOx-N的有效去除,可以实现同步脱氮除磷,并且能耗较低,降低了运行成本。（5）SND的发生是由于活性污泥絮体或颗粒内缺氧和好氧条件的微环境。高浓度的DO会破坏缺氧微环境和好氧微环境之间的平衡。在低DO浓度下,亚硝酸盐和硝酸盐在颗粒污泥中进行反硝化,只有少量亚硝态氮和硝态氮产生,与此同时,聚磷菌和释磷和吸磷作用不受影响,整个过程未出现硝态氮的大量积累。（6）聚磷菌对氧的亲和力比硝化菌高,尽快完成磷的吸收,维持硝化和反硝化速率的一致性可以实现高效的营养物质去除。（7）通过实验分析实现同步硝化反硝化除磷的最优条件,并建立了相应的数学模型,利用MATLAB软件,将实验数据与模型预测数据进行拟合,并获得了预期的结果,利用数学模型模拟有利于减少对实验成本的消耗,验证实验结果的正确性,为颗粒污泥的设计和优化提供可靠的依据。
辛思雨[10]（2020）在《膜生物反应器处理污染物效能的研究》文中研究表明本研究采用序批式膜生物反应器（SMBR）,以人工配水模拟生活污水为处理对象,通过实验将以三种环境影响因素（温度、p H值、溶解氧）和两种营养物影响因素（C/N比、C/P比）的各水平与SMBR反应器处理污染物效能的关系展开研究,同时借助宏基因组学中的高通量测序技术考察了各因素各水平条件下SMBR反应器内菌群的微生物群落结构变化并探索优势微生物。为SMBR工艺的设计奠定理论基础并提供科学指导,为全面认识SMBR工艺内微生物的多样性及降解机理提供有用的信息,主要的研究结果有:（1）高温水平抑制了微生物代谢,随温度升高系统脱氮除磷能力明显下降,释磷吸磷作用放缓,随着温度升高,COD上清液平均浓度出现下降趋势,在温度为30°C时去除率仅为84.42%。而COD膜出水去除率均保持在95%以上,说明系统对温度的变化具有较强的适应能力;随着温度升高菌群物种丰度出现先增加后减小的趋势,而群落多样性则表现出先减小后增加的趋势,温度为20°C时虽有利于微生物的大量繁殖但微生物的多样性并不丰富。（2）系统中过低或过高的p H值对污染物去除能效能波动较大,在系统p H值为6.5时,出水COD浓度最高,当p H值逐渐增加时,氮磷和COD去除率出现升高趋势,四种p H值下系统COD去除率均保持95%以上,说明膜能在很大程度上弥补了系统的稳定性保证出水水质;随p H值升高菌群物种丰度和群落多样性减小,p H为8时OTU数目下降至1709。（3）DO浓度从0.5mg/L提高到3 mg/L时,系统内污染物去除率得到提高,污泥沉降速率变快;比较3mg/L和5mg/L时随溶解氧浓度增加,但去除效能趋于水平不会再提高;随溶解氧浓度升高菌群物种丰度和群落多样性增加,但是溶解氧浓度由3mg/L升至5mg/L时,增长并不明显。（4）不同碳氮比条件下系统对COD生物去除率都在90%以上,在碳氮比为100:8时COD生物去除率最高;随着进水氮浓度的升高,使得反应器除磷能力迅速变差,随着碳氮比减小菌群物种丰度出现减小,而群落多样性则小幅增加,表明系统内进水氮含量的增加,抑制了微生物的大量繁殖而多样性上则较丰富。（5）碳磷比比由100:2.0升至100:1.0时,去磷效率有明显提升,但进水磷含量下降时碳氮比为100:0.5时,出水磷含量虽然在0.5 mg/L以下,但系统不能进一步强化除磷,使得磷的去除率不高,此系统除磷达到一定限值;随着碳氮比减小菌群物种丰度出现先增加后减小,群落多样性也出现相同变化趋势,碳磷比为100:1.5时微生物数量最大,多样性也最丰富。
二、Simultaneous nitrogen and phosphorus removal under low dissolved oxygen conditions（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、Simultaneous nitrogen and phosphorus removal under low dissolved oxygen conditions（论文提纲范文）
（1）基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市污水处理技术现状 |
| 1.2.1 城市污水处理技术发展 |
| 1.2.2 常用城市污水生物处理工艺 |
| 1.2.3 城市污水处理工艺存在的问题 |
| 1.2.4 低温城市污水处理技术 |
| 1.2.5 低碳氮比城市污水处理技术 |
| 1.3 生物脱氮除磷技术研究 |
| 1.3.1 传统生物脱氮除磷理论 |
| 1.3.2 新型污水生物脱氮除磷技术 |
| 1.4 循环流生物反应器研究及应用 |
| 1.5 污水生物处理反应器流场CFD数值模拟研究 |
| 1.6 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第2章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 AL-MPDR实验室试验装置 |
| 2.1.2 AL-MPDR中试试验装置 |
| 2.2 试验设备与材料 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 常规分析项目 |
| 2.3.2 非常规分析项目 |
| 2.3.3 微生物群落高通量测序分析 |
| 2.3.4 相关参数计算方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 AL-MPDR流场特性研究方案 |
| 2.4.2 污染物同步去除性能及机理研究方案 |
| 2.4.3 低温试验研究方案 |
| 2.4.4 低C/N试验研究方案 |
| 2.4.5 中试性能研究方案 |
| 第3章 AL-MPDR流场特性及污染物同步去除机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AL-MPDR构建 |
| 3.3 反应器内流场特性研究 |
| 3.3.1 反应器内液相流态模拟 |
| 3.3.2 反应器内液相流态清水验证试验 |
| 3.3.3 反应器内气液传质特性 |
| 3.3.4 反应器内溶解氧分布规律 |
| 3.3.5 反应器内污泥浓度分布规律 |
| 3.4 反应器污染物同步去除性能及机制分析 |
| 3.4.1 不同曝气强度下污染物同步去除效果 |
| 3.4.2 不同HRT下污染物同步去除效果 |
| 3.4.3 反应器内OUR、TTC、EPS分布特征 |
| 3.4.4 反应器内有机物降解规律分析 |
| 3.4.5 反应器内氮的转化规律分析 |
| 3.5 反应器内微生物群落特征及代谢功能分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落差异性 |
| 3.5.3 微生物群落组成 |
| 3.5.4 微生物功能及代谢特性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 低温对AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器运行控制策略 |
| 4.3 污染物去除性能 |
| 4.3.1 有机物的去除 |
| 4.3.2 氮的去除及脱氮机制分析 |
| 4.3.3 磷的去除 |
| 4.4 反应器污泥生化性能及菌群特性分析 |
| 4.4.1 TTC脱氢酶活性变化 |
| 4.4.2 胞外聚合物特性变化 |
| 4.4.3 微生物群落与功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 低C/N对 AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同低C/N污染物去除性能 |
| 5.2.1 有机物的去除 |
| 5.2.2 氮的去除 |
| 5.2.3 磷的去除 |
| 5.3 不同低C/N反应器污泥性能及菌群特性分析 |
| 5.3.1 污泥沉降性能 |
| 5.3.2 污泥形态结构 |
| 5.3.3 污泥胞外聚合物 |
| 5.3.4 微生物菌群特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 AL-MPDR处理城市污水中试性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 污水处理效果 |
| 6.2.1 运行期间水温变化 |
| 6.2.2 SS的去除 |
| 6.2.3 COD的去除 |
| 6.2.4 NH_4~+-N、TN的去除 |
| 6.2.5 TP的去除 |
| 6.3 AL-MPDR内 MLSS和 DO的变化 |
| 6.3.1 MLSS变化 |
| 6.3.2 DO变化 |
| 6.4 AL-MPDR中试装置微生物群落分析 |
| 6.4.1 装置内微生物群落分布特征 |
| 6.4.2 温度对微生物群落分布特征影响 |
| 6.4.3 AL-MPDR功能菌群特征分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的理化特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的氮磷去除机制 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术的应用现状与发展瓶颈 |
| 1.3 铁电解及其在生物法污水处理系统的应用研究 |
| 1.3.1 铁电解作用的基本原理 |
| 1.3.2 铁电解应用于活性污泥系统的研究现状 |
| 1.3.3 铁电解应用于人工湿地系统的研究现状 |
| 1.3.4 电/铁在颗粒污泥形成中的调控作用 |
| 1.4 AGS技术中亟待解决的科学问题与本研究课题的提出 |
| 1.4.1 AGS技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.4.2 本论文研究课题的提出 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作运行 |
| 2.1.1 反应器装置的搭建 |
| 2.1.2 实验设计与反应器的操作运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定 |
| 2.3.2 EPS的分级提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 污泥内无机组分分析 |
| 2.3.5 颗粒污泥的形态与结构分析 |
| 2.4 机理验证性实验 |
| 2.4.1 活性污泥的铁氧化物调理实验 |
| 2.4.2 颗粒污泥的离体摇瓶实验 |
| 2.5 分子生物学实验 |
| 2.5.1 微生物多样性测序与分析 |
| 2.5.2 应用FISH技术原位检测功能菌群 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 耦合铁电解作用的AGS系统构建与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁电解对AGS形成的强化作用 |
| 3.2.1 反应器运行效能分析 |
| 3.2.2 污泥中EPS组分的层级研究 |
| 3.2.3 成熟AGS的形态与结构特征 |
| 3.2.4 微生物群落结构解析 |
| 3.2.5 强化AGS形成的作用机制 |
| 3.3 强化氮磷去除的耦合系统构建与运行 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 典型周期内污染物转化 |
| 3.3.3 AGS的形成及其物化特性分析 |
| 3.4 系统优化运行及其处理实际生活污水的效能 |
| 3.4.1 施加电压对污泥颗粒化过程的影响 |
| 3.4.2 施加电压对污染物去除效果的影响 |
| 3.4.3 耦合系统对实际生活污水的处理效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铁电解作用下原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 耦合铁电解与其它强化策略相比的优势分析 |
| 4.3 颗粒化过程中污泥内部各组分的变化规律 |
| 4.3.1 污泥内无机矿物组分的转变 |
| 4.3.2 污泥内EPS络合特性的变化 |
| 4.3.3 污泥内微生物群落结构的演替 |
| 4.4 原位沉积铁矿型AGS的微观形态与结构特征 |
| 4.4.1 微观形态与结构观察 |
| 4.4.2 EPS含量和组分分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构解析 |
| 4.5 基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 原位沉积铁矿型AGS的脱氮除磷机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同粒径AGS中微生物群落的分布特征 |
| 5.2.1 微生物与EPS的空间分布规律 |
| 5.2.2 细菌迁移与聚集特性分析 |
| 5.2.3 AGS中功能菌群的分布特征 |
| 5.3 细菌群落结构的演替及其环境因子 |
| 5.4 原位沉积铁矿型AGS的氮代谢机制 |
| 5.4.1 氮代谢相关的功能微生物与脱氮路径分析 |
| 5.4.2 依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径的验证 |
| 5.4.3 铁电解作用下功能基因的响应与脱氮机制解析 |
| 5.5 AGS中磷元素的赋存形态及其除磷机理 |
| 5.5.1 磷在AGS中的赋存形态分析 |
| 5.5.2 铁电解作用对生物除磷的影响 |
| 5.5.3 AGS的生物化学协同除磷机理分析 |
| 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 |
（3）源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语和缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农村生活污水治理现状 |
| 1.2 农村污水治理的模式与选择 |
| 1.3 黑灰分离处理方式进展 |
| 1.4 生物处理脱氮技术进展 |
| 1.5 人工湿地强化除磷 |
| 1.6 课题研究的目的,意义,内容和技术路线 |
| 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 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与实验用水 |
| 2.2 生化指标检测 |
| 2.3 微生物检测 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 第三章 改进型厌氧折流板反应器黑水预处理 |
| 3.1 MABR的启动情况 |
| 3.2 HRT对MABR运行效果的影响 |
| 3.2.1 初次启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.2.2 重启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.3 MABR稳定运行处理效果 |
| 3.4 MABR微生物群落分析 |
| 3.4.1 各隔室细菌分布分析 |
| 3.4.2 各隔室古菌分布分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 缺氧-好氧联合生物处理 |
| 4.1 运行条件优化 |
| 4.1.1 回流比的影响 |
| 4.1.2 ANF水力停留时间的影响 |
| 4.1.3 ms-wdRBC水力停留时间的影响 |
| 4.1.4 盘片转速的影响 |
| 4.2 稳定运行情况 |
| 4.2.1 污染物去除效果 |
| 4.2.2 能耗分析 |
| 4.3 微生物群落空间分布 |
| 4.3.1 群落多样性分析 |
| 4.3.2 群落物种空间分布 |
| 4.4 适用于农村生活污水治理工程的参数条件 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 多级水车驱动式生物转盘的优化与充氧模型 |
| 5.1 水车驱动式生物转盘的构型优化 |
| 5.2 水车双侧驱动式生物转盘的充氧性能测评与优化 |
| 5.2.1 跌水高度对充氧能力的影响 |
| 5.2.2 跌水流量对充氧能力的影响 |
| 5.2.3 盘片转速对充氧能力的影响 |
| 5.3 水车双侧驱动式生物转盘的氧传质模型 |
| 5.3.1 跌水过程充氧模型 |
| 5.3.2 转动过程充氧模型 |
| 5.3.3 ms-wdRBCs氧传质模型 |
| 5.4 转盘盘片生物膜的显微镜观察研究 |
| 5.4.1 生物盘片挂膜启动及膜生长情况 |
| 5.4.2 稳定运行过程生物膜微生物观察情况 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工湿地强化除磷 |
| 6.1 人工湿地强化除磷基质的选择 |
| 6.1.1 基质强化除磷吸附机理实验筛选 |
| 6.1.2 投加量、粒径、初始磷浓度及温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.1 投加量对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.2 粒径对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.3 初始磷浓度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.4 温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.5 吸附动力学及热力学分析 |
| 6.1.3 强化除磷基质人工湿地中试筛选 |
| 6.2 人工湿地强化除磷植物的选择 |
| 6.2.1 夏秋季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.1.1 夏秋季植物磷去除情况 |
| 6.2.1.2 夏秋季植物氮去除情况 |
| 6.2.1.3 夏秋季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.2.2 冬春季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.2.1 冬春季植物磷去除情况 |
| 6.2.2.2 冬春季植物氮去除情况 |
| 6.2.2.3 冬春季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.3 经济型人工湿地的构建与经济效益 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
（4）高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 高盐低营养废水的现状 |
| 1.1.1 高盐废水的处理现状 |
| 1.1.2 低碳源废水的处理现状 |
| 1.1.3 表面活性剂对水处理的影响现状 |
| 1.2 高盐低营养废水处理方法 |
| 1.2.1 物理化学技术 |
| 1.2.2 生物技术 |
| 1.3 SBR活性污泥法的简述 |
| 1.3.1 SBR活性污泥法的简介 |
| 1.3.2 SBR法的发展史 |
| 1.3.3 SBR法处理高盐及低碳源废水的研究进展 |
| 1.3.4 SBR工艺中活性污泥的性质分析 |
| 1.4 SBR活性污泥法处理废水的影响因素 |
| 1.4.1 盐度对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.2 碳源对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.3 表面活性剂对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.4 溶解氧对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.5 反应过程中硝态氮对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.6 温度对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.7 pH值对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.8 污泥龄对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.5 SBR工艺针对高盐低营养废水的应用前景和存在的问题 |
| 1.5.1 应用前景 |
| 1.5.2 存在的问题 |
| 1.6 课题研究目的、意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 论文框架设计 |
| 第2章 低营养条件下SBR系统中污染物去除的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.0 实验仪器和试剂 |
| 2.2.1 水样配置 |
| 2.2.2 SBR系统的运行 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 碳浓度对SBR系统去除性能的影响 |
| 2.3.2 碳浓度对SBR系统中酶活性的影响 |
| 2.3.3 碳浓度对SBR系统中EPS的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 高盐低营养条件下SBR系统中去除性能的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水样的配置 |
| 3.2.2 SBR系统的运行 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 盐浓度对低碳源条件下氮磷去除效率的影响 |
| 3.3.2 盐浓度对低碳源条件下酶活性的影响 |
| 3.3.3 盐浓度对低碳源条件下EPS的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 表面活性剂存在下序批式反应器处理高盐度废水的性能及生物量特性 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 水样配置 |
| 4.2.2 SBR系统的运行 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 SDS和 SDBS对氮磷去除性能的影响 |
| 4.3.2 SDS和 SDBS对活性污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 高盐表面活性剂影响下SBR系统中微生物群落结构分析 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 SDBS与 SDS影响下的Alpha多样性 |
| 5.3.2 SDBS与 SDS影响下的微生物群落组成 |
| 5.3.3 SDBS与 SDS影响下的微生物群落结构 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表论文情况 |
| 附录 B 攻读学位期间所获奖励及专利情况 |
| 附录 C 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
| 致谢 |
（5）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 |
（6）基于ASM2D模型的废水同步脱氮除磷过程的动力学模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 生物脱氮除磷机理 |
| 1.1.1 传统生物脱氮除磷 |
| 1.1.2 短程硝化反硝化 |
| 1.1.3 同步硝化反硝化 |
| 1.1.4 反硝化除磷 |
| 1.2 同步硝化反硝化除磷过程中N_2O的产生 |
| 1.2.1 N_2O的环境效益 |
| 1.2.2 生物脱氮中N_2O的产生机理 |
| 1.2.3 反硝化除磷中N_2O的产生机理 |
| 1.3 活性污泥数学模型及其应用 |
| 1.3.1 ASMs系列模型简介 |
| 1.3.2 ASMs系列模型模拟生物脱氮除磷的研究进展 |
| 1.3.3 ASMs系列模型模拟N_2O的研究进展 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试验装置及化学试剂 |
| 2.1.2 接种污泥及试验水质 |
| 2.2 监测项目及分析方法 |
| 2.3 模拟方法 |
| 2.4 数据评价方法 |
| 2.5 污泥前期培养及冲击实验设置 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 同步脱氮除磷ASM2D扩展模型 |
| 3.1 SNDPR的机理反应流程 |
| 3.2 扩展模型的组分划分 |
| 3.3 扩展模型矩阵的建立 |
| 3.3.1 水解过程 |
| 3.3.2 异养菌的生长代谢过程 |
| 3.3.3 发酵 |
| 3.3.4 异养菌的溶解 |
| 3.3.5 聚磷菌的生长代谢过程 |
| 3.3.6 氨氧化菌的生长代谢过程 |
| 3.3.7 亚硝酸盐氧化菌的生长代谢过程 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 模型校正及动态模拟 |
| 4.1 模型的稳态模拟 |
| 4.1.1 稳态条件 |
| 4.1.2 输出结果 |
| 4.2 模型的灵敏度分析 |
| 4.2.1 参数敏感性分析方法 |
| 4.2.2 参数敏感性分析 |
| 4.2.3 N_2O相关参数敏感性分析 |
| 4.3 模型参数校正 |
| 4.4 模型动态模拟 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 1、总结 |
| 2、创新点 |
| 3、建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）高海拔地区同步硝化反硝化—反硝化除磷系统工艺优化及氮磷去除特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高海拔地区生活污水处理特点 |
| 1.2.1 高海拔地区地理环境特点 |
| 1.2.2 高海拔地区生活污水的水质特点 |
| 1.2.3 高海拔地区生活污水处理工艺 |
| 1.2.4 现行高海拔地区污水处理工艺存在的问题 |
| 1.2.5 高海拔地区生活污水处理工艺发展需求 |
| 1.3 同步硝化反硝化与反硝化除磷耦合SBR系统 |
| 1.3.1 耦合SND-DPR系统原理 |
| 1.3.2 耦合SND-DPR系统影响因素 |
| 1.4 同步硝化反硝化除磷(SNDPR)系统 |
| 1.4.1 SNDPR系统除磷机理 |
| 1.4.2 SNDPR系统脱氮机理 |
| 1.4.3 SNDPR系统的环境/运行影响因素 |
| 1.4.4 SNDPR系统污水处理的优势 |
| 1.5 研究目的、意义、主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验设计 |
| 2.1.1 主反应器设计 |
| 2.1.2 污泥活性试验设计 |
| 2.1.3 高海拔环境模拟实验舱结构及工作原理 |
| 2.2 接种污泥与试验废水 |
| 2.3 实验设备及分析仪器 |
| 2.4 化学分析方法 |
| 2.5 数据分析方法 |
| 2.5.1 SND率的计算 |
| 2.5.2 COD消耗量的计算 |
| 2.5.3 污泥活性试验数据分析 |
| 第三章 高海拔条件下污水处理工艺对比分析 |
| 3.1 耦合SND-DPR系统启动与运行 |
| 3.1.1 试验方案和运行参数 |
| 3.1.2 启动与维持 |
| 3.2 SNDPR系统启动与运行 |
| 3.2.1 试验方案和运行参数 |
| 3.2.2 启动与维持 |
| 3.3 典型周期内脱氮除磷特性 |
| 3.3.1 耦合SND-DPR-LA反应器 |
| 3.3.2 耦合SND-DPR-HA反应器 |
| 3.3.3 SNDPR-LA反应器 |
| 3.3.4 SNDPR-HA反应器 |
| 3.4 工艺比选 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 不同大气压力下C/N比对SNDPR系统的影响 |
| 4.1 试验方案 |
| 4.2 C/N比对系统脱氮除磷的影响 |
| 4.2.1 系统DO浓度的变化情况 |
| 4.2.2 脱氮效能的变化 |
| 4.2.3 对系统除磷的影响 |
| 4.2.4 有机物利用特性 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 曝气量对低大气压下SNDPR系统的影响 |
| 5.1 试验方案 |
| 5.2 曝气量对系统DO浓度的影响 |
| 5.3 曝气量对系统脱氮除磷的影响 |
| 5.3.1 脱氮性能的变化 |
| 5.3.2 对系统除磷的影响 |
| 5.3.3 有机物利用特性 |
| 5.3.4 同步脱氮除磷效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 低大气压下SNDPR系统的微生物活性 |
| 6.1 大气压力对脱氮微生物活性的影响 |
| 6.2 大气压力对聚磷菌释磷的影响 |
| 6.3 不同电子受体对聚磷菌吸磷的影响 |
| 6.4 大气压力对污泥SOUR的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 在校期间发表论文情况 |
| 参考文献 |
（8）高海拔地区改良型双污泥除磷脱氮工艺优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源及水污染现状 |
| 1.1.2 高原城镇生活污水处理现状 |
| 1.2 高海拔地区城镇生活污水处理的研究现状 |
| 1.2.1 高海拔地区城镇生活污水处理的难点 |
| 1.2.2 高海拔地区城镇生活污水处理工艺的研究进展 |
| 1.3 生物除磷脱氮理论及技术 |
| 1.3.1 传统生物法除磷脱氮机理 |
| 1.3.2 传统生物法除磷脱氮的缺陷 |
| 1.3.3 生物法除磷脱氮的研究进展 |
| 1.4 城镇生活污水生物除磷脱氮工艺 |
| 1.4.1 A~2/O工艺 |
| 1.4.2 UCT工艺 |
| 1.4.3 SBR工艺 |
| 1.4.4 UNITANK工艺 |
| 1.4.5 氧化沟工艺 |
| 1.4.6 双污泥除磷脱氮工艺 |
| 1.5 氧传质理论简介 |
| 1.5.1 氧传质的理论发展 |
| 1.5.2 氧传质的影响因素 |
| 1.5.3 强化氧传质的措施 |
| 1.6 本实验的研究内容、目的及意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 目的及意义 |
| 第二章 实验装置及分析方法 |
| 2.1 工艺介绍 |
| 2.2 实验装置构造 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 主要试验设备及分析仪器 |
| 2.3.2 污泥驯化及装置启动 |
| 2.3.3 化学药剂配制 |
| 2.4 测试与分析方法 |
| 2.4.1 常规指标检测方法 |
| 2.4.2 SND率的计算 |
| 2.4.3 氧传质速率测定 |
| 2.4.4 胞外聚合物(EPS)和溶解性微生物产物(SMP)的提取与测定 |
| 2.4.5 物料平衡的计算 |
| 第三章 改良型双污泥除磷脱氮工艺的启动与控制 |
| 3.1 反应器启动 |
| 3.1.1 启动期间运行方式 |
| 3.1.2 启动期间运行效果 |
| 3.2 进水比_(低氧:厌氧)对除磷脱氮效果的影响 |
| 3.3 低氧池DO浓度对脱氮效果的影响 |
| 3.4 水力停留时间对污染物去除的影响 |
| 3.4.1 厌氧池水力停留时间的确定 |
| 3.4.2 低氧池水力停留时间的确定 |
| 3.4.3 缺氧池水力停留时间的确定 |
| 3.4.4 曝气池水力停留时间的确定 |
| 3.5 污泥回流比对污染物去除的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章不同海拔下改良型双污泥除磷脱氮工艺运行效能研究 |
| 4.1 96KPA(海拔400M)时反应器的运行效能研究 |
| 4.1.1 96kPa(海拔400m)时反应器的运行性能 |
| 4.1.2 96kPa(海拔400m)时反应器的污染物去除途径分析 |
| 4.2 72KPA(海拔2800M)时反应器的运行效能研究 |
| 4.2.1 72kPa(海拔2800m)时反应器的运行性能 |
| 4.2.2 72kPa(海拔2800m)时反应器的污染物去除途径分析 |
| 4.3 65KPA(海拔3300M)时反应器的运行效能研究 |
| 4.3.1 65kPa(海拔3300m)时反应器的运行性能 |
| 4.3.2 65kPa(海拔3300m)时反应器的污染物去除途径分析 |
| 4.4 52KPA(海拔4300M)时反应器的运行效能研究 |
| 4.4.1 52kPa(海拔4300m)时反应器的运行性能 |
| 4.4.2 52kPa(海拔4300m)时反应器的污染物去除途径分析 |
| 4.5 不同海拔下的反应器运行效能比较分析 |
| 4.5.1 不同海拔下反应器的运行效能比较 |
| 4.5.2 不同海拔下反应器内的微生物群落比较分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 不同海拔下氧传质效率的影响因素研究 |
| 5.1 污泥浓度与氧传质效率的关系 |
| 5.2 微生物耗氧速率与氧传质效率的关系 |
| 5.3 胞外聚合物和溶解性微生物产物与氧传质效率的关系 |
| 5.4 不同曝气器与氧传质效率的关系 |
| 5.4.1 不同曝气器的氧总传质系数 |
| 5.4.2 不同曝气器的充氧效能 |
| 5.5 不同曝气方式与氧传质效率的关系 |
| 5.5.1 不同曝气方式的氧总传质系数 |
| 5.5.2 不同曝气方式的充氧效能 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 在校期间研究成果 |
| 参考文献 |
（9）好氧颗粒污泥同步脱氮除磷实验及数学模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水环境现状及处理问题 |
| 1.1.1 水体营养化及危害 |
| 1.1.2 我国水处理工艺的不足 |
| 1.2 生物脱氮除磷技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮除磷机理 |
| 1.2.2 传统脱氮除磷工艺 |
| 1.2.3 传统生物脱氮除磷工艺存在的问题 |
| 1.2.4 新型生物脱氮除磷技术 |
| 1.2.5 同步脱氮除磷技术研究现状 |
| 1.3 SBR工艺研究现状 |
| 1.3.1 SBR与传统活性污泥法的区别 |
| 1.3.2 SBR工艺运行影响因素 |
| 1.4 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.4.1 好氧颗粒污泥技术理论 |
| 1.4.2 好氧颗粒污泥形成的机理 |
| 1.4.3 好氧颗粒污泥技术对氮磷的去除 |
| 1.5 课题的提出 |
| 1.6 研究的目的和内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验水质 |
| 2.3 检测项目和分析方法 |
| 2.3.1 取样及保存方法 |
| 2.3.2 检测项目与分析方法 |
| 2.3.3 颗粒污泥的形态及粒径分布情况观察 |
| 2.3.4 颗粒污泥内部形态的观察 |
| 2.4 好氧颗粒污泥培养 |
| 2.4.1 接种污泥 |
| 2.4.2 培养条件 |
| 2.4.3 好氧颗粒污泥同步脱氮除磷影响条件 |
| 2.5 数学模拟方法 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 好氧颗粒污泥培养条件的变化 |
| 3.2 同步脱氮除磷好氧颗粒污泥的培养 |
| 3.2.1 同步硝化反硝化颗粒污泥培养 |
| 3.2.2 同步脱氮除磷颗粒污泥培养 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.3 好氧颗粒污泥同步脱氮除磷的影响因素 |
| 3.3.1 进水碳氮比对脱氮除磷的影响 |
| 3.3.2 厌氧与好氧时间分配对脱氮除磷的影响 |
| 3.3.3 DO对同步脱氮除磷效果的影响 |
| 3.3.4 沉淀时间对同步脱氮除磷效果的影响 |
| 3.3.5 本节小结 |
| 3.4 模型验证 |
| 3.4.1 调试模型 |
| 3.4.2 改变模型控制条件 |
| 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 |
（10）膜生物反应器处理污染物效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源和提出 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题提出 |
| 1.2 污水脱氮除磷技术研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮除磷原理 |
| 1.2.2 生物脱氮除磷新技术 |
| 1.3 膜生物反应器介绍 |
| 1.3.1 膜生物反应器国内外研究进展 |
| 1.3.2 膜生物反应器的优势和类型 |
| 1.3.3 膜生物反应器的应用 |
| 1.4 序批式膜生物反应器(SMBR) |
| 1.4.1 序批式膜生物反应器的特点 |
| 1.4.2 序批式反应器的应用现状 |
| 1.5 课题主要研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 课题主要研究内容 |
| 1.5.2 课题技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与用水水质 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验用水水质 |
| 2.2 试验常用仪器设备 |
| 2.3 试验分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测方法 |
| 2.3.2 微生物多样性测序的检测方法 |
| 第3章 SMBR工艺污染物去除效能研究 |
| 3.1 温度对SMBR系统的影响 |
| 3.1.1 不同温度下系统污染物去除效能情况 |
| 3.1.2 不同温度运行周期内污染物变化情况 |
| 3.1.3 不同温度对活性污泥性质影响情况 |
| 3.2 pH值对SMBR系统的影响 |
| 3.2.1 不同pH值下系统污染物去除效能情况 |
| 3.2.2 不同pH值运行周期内污染物变化情况 |
| 3.2.3 不同pH值对活性污泥性质影响情况 |
| 3.3 DO浓度对SMBR的影响 |
| 3.3.1 不同DO浓度下系统污染物去除效能情况 |
| 3.3.2 不同DO浓度运行周期内污染物变化情况 |
| 3.3.3 不同DO浓度对活性污泥性质影响情况 |
| 3.4 C/N比对SMBR的影响 |
| 3.4.1 不同C/N比下系统污染物去除效能情况 |
| 3.4.2 不同C/N比运行周期内污染物变化情况 |
| 3.4.3 不同C/N比对活性污泥性质影响情况 |
| 3.5 C/P比对SMBR的影响 |
| 3.5.1 不同C/P比下系统污染物去除效能情况 |
| 3.5.2 不同C/P比运行周期内污染物变化情况 |
| 3.5.3 不同C/P比对活性污泥性质影响情况 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 SMBR系统微生物群落结构分析 |
| 4.1 污泥样品DNA提取和PCR扩增 |
| 4.2 不同温度下SMBR的菌群特性 |
| 4.2.1 多样性指数分析 |
| 4.2.2 基于OTU的样本丰度分析 |
| 4.2.3 微生物群落结构分析 |
| 4.3 不同pH值下SMBR的菌群特性 |
| 4.3.1 多样性指数分析 |
| 4.3.2 基于OTU的样本丰度分析 |
| 4.3.3 微生物群落组成结构分析 |
| 4.4 不同DO浓度下SMBR的菌群特性 |
| 4.4.1 多样性指数分析 |
| 4.4.2 基于OTU的样本丰度分析 |
| 4.4.3 微生物群落组成结构分析 |
| 4.5 不同C/N比下SMBR的菌群特性 |
| 4.5.1 多样性指数分析 |
| 4.5.2 基于OTU的样本丰度分析 |
| 4.5.3 微生物群落组成结构分析 |
| 4.6 不同C/P比下SMBR的菌群特性 |
| 4.6.1 多样性指数分析 |
| 4.6.2 基于OTU的样本丰度分析 |
| 4.6.3 微生物群落组成结构分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及科研项目 |
| 致谢 |
四、Simultaneous nitrogen and phosphorus removal under low dissolved oxygen conditions（论文参考文献）
- [1]基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究[D]. 艾胜书. 吉林大学, 2021(01)
- [2]铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理[D]. 郭媛. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究[D]. 查晓. 东南大学, 2021(02)
- [4]高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究[D]. 李惠茹. 湖南大学, 2020(02)
- [5]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)
- [6]基于ASM2D模型的废水同步脱氮除磷过程的动力学模拟研究[D]. 李真. 华南理工大学, 2020(02)
- [7]高海拔地区同步硝化反硝化—反硝化除磷系统工艺优化及氮磷去除特性研究[D]. 陈悦. 东南大学, 2020
- [8]高海拔地区改良型双污泥除磷脱氮工艺优化研究[D]. 韩震. 东南大学, 2020(01)
- [9]好氧颗粒污泥同步脱氮除磷实验及数学模拟研究[D]. 陆一鸣. 扬州大学, 2020(04)
- [10]膜生物反应器处理污染物效能的研究[D]. 辛思雨. 吉林建筑大学, 2020(02)