一、前置反硝化技术在丙烯腈废水处理中的成功应用（论文文献综述）
闵振[1]（2021）在《MBBR悬浮填料加A/O工艺处理石化效果及微生物群落分析》文中提出随着我国工业化进程不断加快,工业废水所带来的污染日益严重,石化废水作为一种典型的工业废水,因其排量大、毒性高、成分复杂且处理难度大的特点更是成为工业废水处理的重中之重。石化废水水质波动性较大,需根据实际工况对其针对性处理。为解决江苏某石化废水处理厂氨氮排放不达标、抗冲击负荷能力较弱和曝气效率较低且能耗高等问题,本研究以该厂实际进水为处理对象,在该厂原有的A/O（缺氧/好氧）工艺基础上加入MBBR（移动床生物膜反应器）悬浮填料,通过对MBBR悬浮填料+A/O工艺的运行参数、污泥微生物群落结构的组成方面的研究,确定其最佳处理工艺条件,并对该工艺下微生物群落的组成分布以及其降污能力进行表征与分析,提升处理效果。最后通过模拟仿真试验对管式曝气器曝气孔形进行优化设计,明确最佳曝气效果的孔形,在为系统微生物的生存提供适宜DO浓度（溶解氧浓度）的同时,降低能耗并提高曝气效率。以单因素和正交试验,研究HRT（水力停留时间）、DO浓度、污泥回流比和填料添加比（体积比）对石化废水中COD（化学需氧量）、NH3-N（氨氮）、TN（总氮）与TP（总磷）去除率的影响。由单因素与正交试验确定反应装置最佳运行工艺条件,即HRT 16 h,DO浓度2～3 mg/L,污泥回流比100%和填料添加比30%。同时,由极差和方差分析可知:影响COD与TN去除率的因素从大到小依次为HRT、填料添加比、DO浓度和污泥回流比;影响NH3-N去除效果的因素从大到小依次为填料添加比、DO浓度、HRT和污泥回流比;影响TP去除效果的因素从大到小依次为填料添加比、HRT、DO浓度和污泥回流比。此外,上述四种因素对这些污染物去除都有影响,但污泥回流比的影响最小,填料添加比对氨氮去除而言,影响显着。以最佳工艺条件运行反应装置,由运行数据可知:出水COD保持在35 mg/L以下;MBBR悬浮填料+A/O反应装置的COD平均去除率达75.62%,NH3-N平均去除率达94.08%,NH3-N出水浓度低于0.76mg/L;整个系统对TN和TP和SS（固体悬浮物浓度）去除率分别为75.46%、84.41%和89.8%,色度也由进水时的32降低至4;进入反应装置的废水水质存在着波动,但其出水水质相对稳定,这展现出了此工艺出色的抗冲击负荷能力。采用最佳工艺的污水理系统总体上运行稳定,其出水水质优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918-2002）中的一级A标准。采用高通量测序对A/O工艺下A池和O池中的污泥进行研究,共得到43个菌门、89个菌纲和572个菌属。其中A池污泥有23个菌门、51个菌纲和257个菌属,O池污泥有35个菌门、64个菌纲和424个菌属。A池污泥中的优势菌门主要为Chloroflexi、Euryarchaeota和Bacteroidetes;优势菌纲为Anaerolineae、Methanomicrobia和Bacteroidia;优势菌属为Methanothrix、Levilinea和Syntrop Hobacter。O池污泥中的优势菌门主要为Proteobacteria、Chloroflexi和Planomyomytytes;优势菌纲为Anaerolineae、Betaproteobacteria和Planctomycetia;优势菌属为Ignavibacterium、Aridibacter和Bellellia。A池污泥和O池污泥中存在的主要是异养细菌,这些微生物都对石化废水中的污染物质有降解作用且优势菌群的降解作用显着;在MBBR悬浮填料+A/O工艺实际运行过程中,应供以充足的有机污染物和适宜的DO浓度,以保证池内优势菌属作用的发挥。使用CFD（计算流体动力学）软件对管式曝气器进行仿真试验,通过模拟相同进气条件下圆形孔、方形孔和椭圆形孔的管式曝气器管道内空气的流动状况,并根据速度分布云图、孔口处湍动能分布云图、孔口流速图以及孔口处的体积流量分析不同孔形的曝气效率。数值模拟结果表明:当空气流速为5 m/s、管式曝气器曝气孔采用圆形孔时,其曝气稳定性和均匀性达到最佳状态,曝气效率最高。本研究对于类似石化企业的废水处理工艺的提标改造具有借鉴意义;污泥微生物群落结构分析为系统的稳定运行提供了理论和技术支持;同时,为管式曝气器的优化设计提供一定借鉴作用。
盘贤豪[2]（2020）在《天然及改性沸石吸附水中氨氮的实验研究》文中指出由于工业和农业的迅速发展及城市化程度的提高,工业废水和生活污水排放量增加,水污染成为了一个亟待解决的问题。近年来,发生了水环境污染的突发事件,其中,氨氮废水的污染引起了广泛关注。因此,氨氮废水的处理是科学研究中的挑战,也是当前水处理行业的重要任务。传统的氨氮废水处理方法具有投资和运行成本高、处理效率低、操作困难等缺点。解决氨氮污染的关键是选择和确定最佳的处理技术,探索稳定性好,能耗低,去除率高的氨氮废水处理方法。吸附法由于其操作简单、运行成本低和材料来源广等优点,使其独具优势。沸石是一种具有良好氨氮吸附性能的天然吸附材料。我国拥有丰富的沸石储量和低廉的价格,利用沸石处理废水中的氨氮绝对是一种很有前途的方法。天然沸石由于其固有的理化性质而具有特定的吸附性质,被广泛应用于氨氮吸附的实验研究和实际工程。但有一个普遍问题:天然沸石的吸附能力不甚理想,要使处理水质达到相关标准,往往需要投加大量的沸石。因此,为了进一步提高天然沸石对氨氮的吸附性能,需要进行特定方法改性以提高它的孔隙和阳离子交换容量。本研究选用河南巩义天然沸石作为研究对象,分别采用:盐酸、氢氧化钠、氯化钠、硝酸银、氯化铜、氯化锌对其进行改性,然后对比天然与改性沸石对模拟氨氮废水的吸附效果。考察了pH值、温度、转速、投加量等实验条件对吸附效果的影响,对吸附过程的热力学和动力学进行了分析拟合,并运用SEM（扫描电镜）、BET（比表面积测试）、XRD（X射线衍射）对天然及改性沸石进行了表征。实验结果表明:1)天然沸石吸附氨氮的最佳实验条件为180r/min、pH值6.5、投加量10g/L、30℃、吸附时间120min,氨氮初始浓度50mg/L时,投加粒径为60-80目的天然沸石,在最佳实验条件下,天然沸石对氨氮的去除率达52.31%,吸附容量2.62mg/g;2)本文用到的改性方法中:盐酸改性、氢氧化钠改性和氯化锌改性对河南巩义沸石吸附氨氮的能力没有提升作用,硝酸银改性、氯化钠改性和氯化铜改性能不同程度的增强河南巩义沸石对氨氮的吸附能力,改性效果最佳的是硝酸银,其次是氯化钠,氯化铜改性效果相对稍差;3)硝酸银改性的实验方法为:100mL质量分数为0.5%的硝酸银溶液中投加60-80目的天然沸石1.5g,在30℃的恒温震荡箱中120r/min条件下震荡12h后取出,用去蒸馏水清洗数次,直至清洗液中检测无Ag+,85℃下烘干水分后封存备用;4)改性沸石吸附氨氮的最佳实验条件为180r/min、pH值6.5、投加量5g/L、30℃、吸附时间120min。氨氮初始浓度50mg/L时,投加粒径为60-80目的改性沸石,在最佳实验条件下,改性沸石对氨氮的去除率达95.22%,吸附容量9.52mg/g;5)由正交实验数据分析可知:天然沸石及改性沸石对氨氮的吸附过程中,各因素的主次顺序为:吸附时间>投加量>pH值>沸石粒径>温度,其中吸附时间和投加量对实验结果影响显着、pH值和粒径对实验结果具有一定影响,相对而言温度对实验结果的影响不明显;6)Langmuir吸附等温线能很好的描述天然及改性沸石吸附氨氮的行为,这说明:沸石对氨氮的吸附以化学吸附为主;7)热力学分析结果表明,改性沸石及天然沸石对氨氮的吸附过程为放热过程、自发进行;8)准二级反应动力学模型拟合效果优于准一级反应动力学,这进一步验证了天然及改性沸石吸附氨氮存在化学过程。
崔韬[3]（2020）在《电催化氧化反应器功能拓展及强化处理农药废水应用研究》文中研究指明我国是农药生产和使用大国,农药生产废水具有高COD、高生物毒性和高盐分等特点,其中含氮、氧杂环化合物等难降解污染物采用常规生物工艺降解效果较差。电化学催化氧化法可强化此类有机物去除,但实际过程中存在传质效率低、能耗偏高等问题,限制了该技术的规模化应用。本研究从电催化氧化反应器结构设计和优化入手,构建新型管式（膜）反应器,解决电催化氧化的传质瓶颈,并考察其在农药生产废水预处理和深度处理中的应用效果;基于此开展电化学氧化-多技术耦合反应体系构建,进一步提高电子利用效率、降低反应能耗,实现功能拓展,为电化学催化氧化技术在废水处理中的规模化应用提供理论基础与技术支撑。开展电催化氧化电极构型优化与反应器结构设计。以致密中空钛管为基体制备得到Ti/PbO2涂层型管式电催化电极;以微孔钛滤管为基体制备得到Ti-RuO2共熔型微孔管式膜电极。通过阴阳极平行嵌套方式分别组装得到管式电催化与微孔管式膜电极反应器。在此基础上,开展电极与反应体系的电化学性能表征,评价平行流和穿透流运行模式对反应体系的传质影响。结果表明,相较于传统板式电极反应器,二者传质速率显着增强（分别提升了5.6倍和5.8倍）,为电催化氧化反应的推动与有机物的高效降解提供了有效保证。基于Ti/PbO2电催化管式反应器开展农药废水预处理研究。以高浓度甲硫醇钠杀虫剂废水的预处理为目标开展电化学氧化实验研究,优化运行条件为电流密度7 m A/cm2、初始甲硫醇钠浓度10 g/L、初始p H 9以及电解质浓度5 g/L,实现了较低能耗与较短反应时间下对甲硫醇钠90%以上的去除效率。基于Ti-RuO2微孔管式膜电极反应器开展农药废水深度处理研究。以三唑类杀菌剂尾水的强化处理为目标开展电化学氧化深度处理实验研究。优化运行条件为电流密度5.5 m A/cm2、初始p H5,在较低能耗下实现三种环唑类污染物浓度降至10 mg/L以下,去除率达95%以上;采用EC50,48h斑马鱼毒性测试,结果表明,经膜电极反应器处理后尾水生物毒性削减3倍以上。以此为基础,结合后端组合曝气生物滤池和电渗析工艺,实现了该尾水的高端回用。在上述电催化氧化反应器基础上,开展电催化氧化-多技术耦合反应器构建,实现电化学氧化功能拓展。构建“电化学氧化-电催化芬顿”（ECF-COTR）耦合反应器,利用阳极氧化破络、阴极Fe3+还原功能促进芬顿反应过程,实现阴阳极协同氧化功能拓展,解决了电化学氧化效率低和芬顿氧化停滞、产渣量大的瓶颈问题,实现了污染物的持续降解。在建立电化学氧化与芬顿耦合体系的理论模型基础上,开展了三唑类杀菌剂尾水的有机氮深度脱除和总氮提标研究,实现了有机氮由55mg/L深度脱除至3 mg/L以下,后续组合生物脱氮滤池,完成尾水提标改造。构建了电化学氧化与厌氧还原的耦合反应器,即电化学辅助的厌氧污泥流化床反应器（AFBR-EFA）。在阳极氧化破氰基础上,利用阴极电子传递强化微生物厌氧还原过程,实现反应器的还原过程强化与功能拓展。结合含氰的苯二腈杀菌剂废水易在还原条件下的降解特性,开展了电化学辅助破氰的厌氧耦合体系降解实验研究,优化运行条件后,使耦合体系在较高外加电压（1.4 V）、较短水力停留时间（3.0 d）、适中盐分（2%的硫酸钠）以及高初始浓度（7.0 g/L）下实现破氰效率和苯二腈去除率达到95%以上。通过与电化学氧化和厌氧工艺的性能比较,发现电化学氧化加速了电活化细菌等菌群的增殖和在电极表面的富集,实现了低能耗下的电化学氧化辅助高效破氰和对苯二腈的强化降解。通过本课题研究,完成了电催化氧化反应器的构建及其与芬顿氧化和厌氧的耦合的功能拓展,实现了农药废水的强化处理。为提高农药行业尾水水质,降低工业源对人体和生态环境带来的负面影响提供了新思路和新方法,为电化学氧化技术在难降解高毒性有机污染物脱除和有机氮深度削减等方面的实际工程化应用提供了可行思路与技术参考。
张晓颖[4]（2020）在《玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究》文中研究指明生物接触氧化法是一种兼具活性污泥法和生物膜法优点的污水处理技术,被广泛应用于污水治理领域。作为生物接触氧化法中的关键组成部位,载体的材质、形状和表面特性对附着的生物量、后期生物膜的形成、结构和活性有着重要影响。因此,高性能生物膜载体的研发是生物接触氧化法研究的重要热点。目前,市售常规的载体材质大部分为有机聚合物,其生产过程和废弃后的产品易造成二次污染。由天然火山岩石经熔融拉丝制备的玄武岩纤维（BF）是一种绿色、高性能的无机纤维,具有水力特性好、机械强度大和耐腐蚀等优点,近期在生物膜载体领域中已取得了初步研究效果。但市售的BF载体表面特性（如疏水性、电负性）在一定程度上限制了微生物的高效附着。为促进BF载体在环境工程领域的推广应用,高性能的玄武岩纤维载体的研究亟待开展。本论文采用多种改性手段对BF进行表面改性处理,以改善其表面性能,制备改性玄武岩纤维（MBF）载体,以达到增强MBF载体生物亲和性的目的。本论文通过结合表面热力学和扩展Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（DLVO）理论阐明了微生物在BF和MBF载体表面附着行为的机制,初步揭示MBF生物亲和性改善的原因。此外,论文还采用生物接触氧化法评估制备的几种MBF载体的污水处理效果。本研究的主要内容和结果具体如下:（1）MBF的制备及其表面性能研究采用物理涂覆法、化学接枝法和液相沉积铁化合物等手段对BF进行表面改性,制备了6种MBF。实验结果表明,几种MBF的亲水性和表面电负性较BF（水接触角,117.46°;Zeta电位,-17.64 mV）相比得到了明显改善,CTAC-MBF、CPAM-MBF、CMBF、DEA-MBF、Fe-MBF-1和Fe-MBF-2的水接触角依次为61.64°、68.65°、44.06°、63.08o、56.74°和64.85°,表面电荷也分别转变为+20.99mV、+12.59 mV、+3.82 mV、+10.58 mV、-5.03 mV和-8.03 mV。（2）MBF载体的生物亲和性能研究通过微生物固定实验对MBF载体的生物亲和性能进行评估,采用扫描电镜、光学显微镜等表征了载体表面形成的生物膜结构。结果表明,MBF载体表面性能的改善增加了载体表面附着的生物量,且对随后生物膜的形成及发育都起到了促进作用。CTAC-MBF和CMBF载体对活性污泥的固定率分别高达224.74%和218.40%,依次比BF载体增加了56.77%和52.34%。在培养12 h后,CPAM-MBF和DEA-MBF载体单位面积固定的活性污泥量分别可达34.53 g/m2和28.07 g/m2,依次约为BF载体（13.92 g/m2）的2.5倍和2倍。其中,CPAM-MBF载体的固定生物量明显高于DEA-MBF载体。因此,在载体的亲水性能差异不大的情况下,载体的表面Zeta电位可对微生物固定能力起到决定性作用。在培养12 h后,Fe-MBF-1和Fe-MBF-2载体表面固定的生物量分别为27.91 g/m2和26.48 g/m2,均明显高于BF载体同等时间内固定的生物量。在BF、Fe-MBF-1和Fe-MBF-2载体表面固着的活性污泥中提取的胞外聚合物（EPS）总含量分别为14.55 mg/g?VSS、27.16 mg/g?VSS和26.63 mg/g?VSS。EPS含量分析结果表明,沉积铁化合物不但可促进微生物在载体表面的附着,还增强了载体表面的微生物活性,促进了附着微生物的EPS分泌量。（3）基于扩展DLVO理论的细菌与改性玄武岩纤维载体间附着行为机理分析以CPAM-MBF为改性玄武岩纤维的代表,以大肠杆菌（E.coli）和枯草芽孢杆菌（B.subtilis）为代表菌株,采用扩展DLVO理论分析了表面改性对细菌与玄武岩纤维载体间的相互作用的影响机理。结果表明,在相对较短的作用距离处,E.coli与BF载体之间的相互作用表现为较强的排斥力,故E.coli无法在BF载体表面发生不可逆附着。但由于在长作用距离处二者间存在着第二极小值,所以E.coli在此处存在着可逆附着。E.coli与CPAM-MBF载体间表现出较强的吸引力,二者间不存在能垒障碍,E.coli在CPAM-MBF载体表面的聚集是不可逆附着。由于B.subtilis菌体的亲水性高于E.coli菌体,B.subtilis与BF载体之间的Lewis-酸碱作用力表现为吸引力。因此,B.subtilis与BF载体间除了在长作用距离处存在可逆附着,同时还在短作用距离处存在不可逆附着的可能性。B.subtilis与CPAM-MBF载体之间表现出强吸引力,说明B.subtilis在CPAM-MBF载体表面的聚集是不可逆附着。改善玄武岩纤维的亲水性,有利于增强细菌与载体之间的Lewis-酸碱作用力。改善玄武岩纤维的表面电荷,则有利于增强细菌与载体之间的静电引力。因此,CPAM-MBF载体的表面亲水性和表面电荷的改善增强了CPAM-MBF载体与细菌间的Lewis-酸碱作用力和静电作用引力,进而提高了CPAM-MBF载体的生物亲和性能。（4）MBF载体的污水处理效果研究为验证制备的MBF载体实际应用的有效性,以人工模拟的市政污水为处理对象,初步评估填充MBF和BF载体的反应器的水处理效果。结果表明,在运行稳定的条件下,不同载体反应器的污染物的去除效果依次为CPAM-MBF>Fe-MBF-1>DEA-MBF>CTAC-MBF>CMBF>BF。填充CPAM-MBF载体的反应器的化学需氧量（COD）、氨氮和总氮去除率比填充BF载体的反应器分别相应地提高了4.0%、0.5%和20.5%。总氮的去除效果明显增高。因此,CPAM-MBF载体在污/废水处理领域具有较好的发展前景和应用。
陈恺[5]（2020）在《聚丙烯腈填料-包埋菌强化A2/O工艺处理工业/生活混杂废水的研究》文中研究说明当前我国部分工业聚集区的工业废水常与当地生活污水混合排放,形成工业/生活混杂废水。混杂废水中的有机污染物及重金属含量高于一般生活污水,对城镇污水处理厂的处理能力提出了更高的要求。本研究基于苏南某地实际印染工业/生活混杂废水的排放现状,针对常规A2/O工艺易受有毒物质影响而难以有效处理混杂废水的问题,采用新型聚丙烯腈（PAN）填料和经印染工业废水驯化并固定的包埋菌对A2/O工艺进行强化。研究选取化学需氧量（COD）、总氮（TN）、总磷（TP）、氨氮（NH4+-N）等作为常规污染物,选取苯胺、锑（Sb）作为特征污染物,在小试和中试水平下考察了强化工艺对模拟及实际混杂废水污染物的处理效果。对强化型A2/O工艺污染物去除机理进行研究,包括PAN填料表面形貌分析和物质结构分析、PAN填料对Sb的吸附机理、污染物去除途径分析、反应器微生物群落演变及其与污染物去除关系的分析。主要结果如下:（1）构建小试常规A2/O系统（9.2 L规模）,先后采用模拟生活污水和模拟混杂废水作为反应器进水,探究了特征污染物苯胺和Sb对常规工艺的影响;而后对常规系统进行强化,考察了强化A2/O工艺对污染物去除的强化效果。研究结果表明:常规A2/O工艺能有效处理生活污水,COD、TN、TP、NH4+-N出水浓度均能达到城镇污水处理厂污染物排放标准（GB18918—2002）一级A标准。但常规A2/O工艺难以有效处理含有苯胺和Sb的混杂废水,各出水指标恶化。经新型PAN填料-包埋菌强化后,COD去除率达90.0%以上,TN去除率达76.2%以上,NH4+-N去除率达91.0%以上,苯胺去除率达99%以上,系统可有效去除7.47 mg/L/d的Sb,强化效果显着。（2）经模拟废水后,采用实际工业/生活混杂废水作为小试强化A2/O工艺进水,研究强化系统对实际废水中污染物的去除效果。实验另构建中试A2/O系统（20 m3规模）,采用实际混杂废水为进水,研究强化工艺在中试水平下的运行效果。研究结果表明:在小试水平上,强化A2/O工艺对于实际混杂废水中TN和NH4+-N的去除具备良好的运行效果,平均去除率分别达到60.9%和90.4%,出水指标达到太湖地区城镇污水处理厂地方标准（DB 32/1072-2018）;对苯胺有高效的去除能力,去除率在98%以上。在中试水平上,强化A2/O工艺运行状况良好,COD的出水浓度可达到GB18918-2002一级A排放标准;TP、NH4+-N和TN的出水可达到DB 32/1072-2018排放标准;Sb的去除在PAN填料投加一个月内有明显增强效果。（3）为研究A2/O工艺强化过程中污染物去除能力变化的机理,采用扫描电子显微镜、傅里叶变换红外光谱仪等对PAN填料的形貌及结构进行分析;采用高通量测序技术对系统强化前后活性污泥微生物DNA进行测序,并分析其群落组成,考察污泥微生物群落变化与污染物去除关系。研究结果表明:PAN填料经改性制备后,原有的腈基结构被偕胺肟基结构（H2N-C=N-OH）取代,令PAN具备强力吸附能力,可吸附、去除污水中的Sb。包埋菌强化对提高污泥微生物活性具有重要作用。随着包埋菌在系统内的生长,原本受混杂废水组分影响而下降的微生物丰度和多样性都明显恢复到初始水平。微生物群落发生明显改变。在门水平上,活性污泥中主要以变形菌门、拟杆菌门、厚壁菌门微生物为主。在“属”水平上,Zoogloea（动胶菌属）、Flavobacterium（黄杆菌属）和Brevundimonas（短波单胞菌属）等具有硝化和反硝化功能的菌属在强化后相对丰度增加,表明系统在强化后脱氮能力得到增强,更适于处理水质较为复杂的混杂废水。本研究构建的新型PAN填料-包埋菌强化A2/O工艺实现了工业/生活混杂废水,尤其是苯胺及Sb含量较高的混杂废水的有效处理,为该类废水处理的工程应用提供了理论支持和技术支撑。
肖传晶[6]（2019）在《基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究》文中提出自进入21世纪以来,全球精细化工行业的成熟体系已基本建成,各国传统的化工企业大都完成了朝着“精细化”与“多元化”的精细化工方向转型的艰巨任务。精细化工行业的发展不仅为国家科学技术的进步奠定了坚实基础,其生产的精细化学品也与人类生活品质的提高密不可分。在精细化工行业为国家创造巨大经济效益的同时,其生产过程中产生的废弃物也为环境保护治理创造了难题。就设备洗涤废水而言,其中不仅包含了大量表面活性物质及磷酸盐,还夹带着设备加工后遗留的原料及废品。这导致该类废水具有成分复杂、有机物种类繁多、难降解、COD含量高等特点,部分废水中还带有强毒性的芳香类及多环芳烃类化合物。若不能有效降解该类废水,必将对生态环境及人类自身造成不可挽回的损失。因此,探寻安全、高效且节能的方法处理该类废水具有极为重要的现实意义。本次研究以青岛市某精细化学有限公司的设备清洗废水为实验对象,在前期查阅大量相关文献及实验室小试的基础上,经综合研究后决定采用自混式厌氧反应器（Self-Mixing Anaerobic Digester,SMAD）和导流式活性污泥反应器（Baffled Bioreactor,BBR）两种新型污水处理技术作为本次中试研究的主体工艺。研究了SMAD-BBR组合工艺在处理洗涤废水中的运行效能,并进一步探讨了洗涤废水水质及运行条件的改变对组合工艺的冲击影响。本次研究成果如下:（1）对SMAD调试运行期间的水质数据分析研究结果表明,由于调试初期进水p H较低,导致SMAD内呈酸化的趋势。在调整进水p H约为6.0后,SMAD内产甲烷菌活性恢复,COD去除率也逐渐提高,于启动后的第89d,SMAD出水COD基本保持稳定,平均去除率达到73.39%。此外,研究中发现SMAD对NH3-N及TP的去除率较低。（2）对BBR调试运行期间水质数据分析研究结果表明,启动后的第69d,BBR出水水质稳定达标。在稳定运行期间BBR平均出水COD、NH3-N及TP的浓度分别为279 mg/L、7.39 mg/L、4.31 mg/L。107～129d间曝气区平均MLSS维持在6830 mg/L,镜检时观察到污泥结构良好且颜色健康,同时发现大量原后生动物。（3）SMAD影响因素研究结果表明,当SMAD处于稳定运行的条件时,进水COD及NH3-N浓度升高并未对厌氧系统产生影响。但温度由35.0℃下降至27.3℃时,生物活性因细胞内酶合成速率的降低而受到严重影响,导致COD去除率由69.90%下降至36.35%。（4）BBR影响因素研究结果表明,当NH3-N平均浓度突跃至271.64 mg/L时,BBR对COD的去除率为93.96%;当DO浓度维持在在3～4 mg/L时,BBR对COD的去除效率最高为96.35%;当容积负荷Nv由0.4 kg/（m3·d）升高至0.75 kg/（m3·d）时,BBR对COD的去除效率仍大于94%。综合研究结果表明,SMAD-BBR组合工艺对高浓度洗涤废水具有明显的降解作用,在实际运行中,组合工艺对COD、NH3-N、TP指标的平均去除率分别为99.18%、90.85%和85.89%,出水满足《污水排入城镇下水道水质标准》（GB/T 31962-2015）表1中B级标准要求。
陈莉[7]（2019）在《离子交换纤维对水中硝酸根离子的吸附性能研究》文中研究表明近年来,地下水与地表水中的硝酸盐污染在全世界范围内引起了关注。硝酸盐极易溶解在水中,过高的硝酸盐浓度会对人类健康构成严重威胁。目前,国家层面提出的污水一级A排放标准让我国污水处理厂全面提标改造工作更为迫切,其中过高浓度的NO3--N成为了制约TN达标的重要因素。离子交换法是目前水中NO3--N去除的主要方法之一。本文合成了吸脱附速率快、抗有机污染性能好的离子交换纤维并将其应用于实际污水厂二级出水的深度处理。本研究以聚丙烯腈纤维（PAN）为载体接枝聚乙烯亚胺（PEI）,通过溴代烷（溴丙烷、溴戊烷、溴辛烷和溴十二烷）对PEI聚合物进行N-烷基化改性,优化制备了四种具有不同功能基的阴离子交换纤维（PAN-PEI-B、PAN-PEI-W、PAN-PEI-X、PAN-PEI-S）。并对所制备的纤维吸附材料进行理化结构表征,分析了纤维吸附剂的表面形态、化学结构以及组成成分。研究了温度、NO3--N浓度、时间、溶液pH和共存无机阴离子和有机物等因素对NO3--N去除性能的影响。结果表明:单一体系下,吸附过程几乎不受溶液pH和温度的影响,吸脱附速率非常快,均在1020min内即可完成,整个吸附过程均符合伪二级动力学模型,且四种纤维的吸附等温线数据可以通过Langmuir模型准确拟合,吸附热力学研究表明NO3--N的吸附过程是放热的且能够自发进行。对于脱附过程,NaCl溶液浓度为0.3mol/L时即可实现新型离子交换纤维的快速高效脱附,脱附性能良好,六次循环吸脱附后对NO3--N仍具有较好的吸附性能。无机盐和硝态氮共存体系下,硫酸钠和氯化钠的存在会影响纤维的吸附性能,干扰程度为:硫酸钠>氯化钠,阴离子共存条件下,Langmuir模型预测的四种纤维最大吸附量顺序依次为:PAN-PEI-S>PAN-PEI-X>PAN-PEI-W>PAN-PEI-B,说明随着烷基化纤维链长的增加,硝酸根离子的选择性更好。在综合考虑材料的合成条件、吸附容量以及选择性的条件下,优选综合性能最佳的PAN-PEI-W纤维,比较其与Purolite A520E树脂的抗有机污染性能,结果表明:PAN-PEI-W离子交换纤维能够高效再生,与A520E相比,抗有机污染能力更强。同时,PAN-PEI-W纤维在处理实际污水厂二级出水中NO3--N的动态实验中,吸-脱附速度快、性能稳定,可以重复利用,具有一定的应用前景。
吴云蕊[8]（2016）在《包埋固定化微生物处理丙烯腈化工污水脱氮技术研究》文中指出丙烯腈化工污水是一种剧毒工业废水,水质复杂,含多种有机化合物,COD、氨氮浓度高。《水污染防治行动计划》明确提出专项整治十大重点行业,其中炼油、氮肥等行业属于重点关注对象,2016年底前将取缔严重污染水环境的生产项目。因此,对于丙烯腈废水的处理是重点、难点、热点。某丙烯腈污水处理厂的脱氮池占地面积约4×361m3,水力停留时间长达20h,COD去除率仅2.4%,总氮去除率8.77%,出水总氮约101.9mg/L,其中硝氮占总氮比例高达99%,脱氮池反硝化作用差。本研究采用包埋固定化富含反硝化功能菌的活性污泥技术对丙烯腈化工污水进行脱氮研究。从活性污泥中筛选高效反硝化菌并进行16SrDNA鉴定,确保活性污泥中富含大量反硝化功能菌。采用包埋固定化技术制得3种颗粒1、2、3。设计并搭建脱氮反应器+后好氧反应器小型实验装置。以模拟含氮废水为研究对象,进行间歇、连续式驯化;确定进水总氮120mg/L的最佳碳氮比（C/N）为2.0:1,填充率20%,水力停留时间（HRT）8h,保证出水氮化物小于10mg/L,为快速确定丙烯腈化工污水脱氮的最佳操作条件提供依据。通过改变C/N（0、0.3:1、0.4:1、0.5:1、1.0:1、1.2:1六个条件）、HRT（18h、12h、10h三个条件）、运行方式（序批式、连续式）,得出丙烯腈污水在填充率20%,碳氮比1.2:1,水力停留时间10h时,出水总氮小于10mg/L,总氮去除率达95%。
何小娟[9]（2014）在《Sohio法丙烯腈污水深度脱氮除碳的方法》文中提出详细分析了Sohio法丙烯腈污水的组成、特点和国内处理现状,在工艺对比的基础上,提出了生物倍增和缺氧组合工艺+曝气生物滤池+臭氧催化氧化+曝气生物滤池的处理流程。试验结果表明,稀释后的丙烯腈污水COD、BOD5、TN、3-氰基吡啶分别为1 600、800、250、400 mg/L时,采用该流程处理后出水COD≤40 mg/L,BOD5≤5mg/L,TN≤30 mg/L,NH3-N≤5 mg/L,3-氰基吡啶≤1 mg/L。
韩媛媛[10]（2014）在《有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法》文中研究表明针对含有毒有害物质的生产废水在生物处理过程中出现的生物硝化严重抑制现象,本文以氰化物和硫脲为例,研究有毒有害物质对生物硝化的抑制作用及其抑制特性;进而提出一种消除有毒有害物质对硝化抑制的方法;并将该方法应用于丙烯腈生产废水的生物处理中,考察其在实际工程中的应用效果。采用SBR反应器研究丙烯腈、丙烯酸、乙腈与氰化物对生物硝化的影响,研究结果显示,氰化物对生物硝化的抑制作用最强。采用摇瓶试验测定氰化物对生活污水处理厂活性污泥硝化的半抑制浓度为0.224 mg CN-·gVSS-1。氰化物对生物硝化的抑制是可以恢复的:当氰化物被降解后,抑制作用消失。为了消除氰化物对生物硝化的抑制,本文采用SBR反应器,通过培养氰降解菌,强化氰化物的降解能力,从而有效消除氰化物对生物硝化的抑制作用。从培养后的活性污泥中分离出的四种以氰化物为碳源和氮源的氰降解菌,在SEM下均呈短杆状,经DNA鉴定分别为短波单胞菌属（Brevundimonas sp.）、微细菌属（Microbacteriumsp.）、迪茨氏菌属（Dietziasp.）和根瘤菌属（Rhizobium sp.）。硫脲对生物硝化同样有抑制作用,且该抑制也是可以恢复的。采用摇瓶试验测定硫脲对生活污水处理厂活性污泥硝化的半抑制浓度为0.088 mg硫脲·gVSS-1。本文采用两种方法成功消除了硫脲对生物硝化的抑制:“H2O2预处理+生物法”与“直接生物法”,但两者的消除机理不同,前者采用H2O2预处理将硫脲氧化为其它低毒或无毒的物质,从而消除抑制,而后者通过培养硫脲降解菌提高硫脲降解速率,从而消除硫脲对生物硝化的抑制。与前者相比,后者的成本低、无有毒副产物产生、耐负荷冲击,更有利于生物处理的稳定运行。从“直接生物法”的活性污泥中分离出了四种以硫脲为碳源和氮源的硫脲降解菌,SEM显示其主要为短杆状,经DNA鉴定其均为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）。氰化物和硫脲对生物硝化的抑制机理及消除方法的研究结果表明:有毒有害物质对生物硝化的抑制作用在有毒有害物质降解后消失,通过逐渐提高有毒有害物质负荷培养有毒有害物质降解菌,强化对有毒有害物质的降解能力,可以成功消除有毒有害物质对生物硝化的抑制作用。为了考察这一消除抑制的方法在实际工程中的应用效果,本文将该方法应用于丙烯腈生产废水处理装置的二次启动中。在装置的二次启动中逐渐提高进水流量和进水浓度,75天后装置成功启动,至今已稳定运行了 3年多。最近的运行数据显示,COD、NH3-N、TKN 和 TCN 进水分别为 831-2164、188-516、306-542 与 1.17-9.57 mg·L-1,出水分别为 257±30.9、3.30±1.10、31.6±4.49 与 040±0.10mg·L-1（n=100）。对稳定运行时装置中的好氧活性污泥进行生物相分析,SEM结果显示细菌主要为短杆菌,PCR结果显示污泥中含有多种氰化物降解菌。本文提出了一种消除有毒有害物质对硝化抑制的方法,即通过培养有毒有害物质降解菌强化对有毒有害物质的降解能力,该方法简单有效,几乎无额外成本,且已成功应用于丙烯腈生产废水的生物处理工程中,具有广阔的应用前景。此外,本文的研究结果为丙烯腈生产废水及其它含有毒有害物质废水的生物处理提供了理论依据,具有重要的应用价值。
二、前置反硝化技术在丙烯腈废水处理中的成功应用（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、前置反硝化技术在丙烯腈废水处理中的成功应用（论文提纲范文）
（1）MBBR悬浮填料加A/O工艺处理石化效果及微生物群落分析（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 石化废水处理技术 |
| 1.2.2 石化废水处理系统中的微生物 |
| 1.2.3 曝气器 |
| 1.3 存在的问题 |
| 1.4 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置和试验材料 |
| 2.2 水质指标和试验分析方法 |
| 2.2.1 水质指标及其分析方法 |
| 2.2.2 试验分析方法 |
| 2.3 高通量测序方法 |
| 2.3.1 主要材料、试剂与仪器 |
| 2.3.2 DNA 提取、PCR扩增和测序 |
| 2.3.3 数据分析 |
| 2.4 CFD方法 |
| 2.4.1 CFD软件 |
| 2.4.2 前处理和求解过程 |
| 2.4.3 数据分析 |
| 第三章 MBBR悬浮填料+A/O工艺最佳工艺条件和运行性能分析 |
| 3.1 装置启动和运行 |
| 3.2 MBBR悬浮填料+A/O工艺单因素试验研究 |
| 3.2.1 HRT对 MBBR悬浮填料+A/O工艺性能影响 |
| 3.2.2 DO浓度对MBBR悬浮填料+A/O工艺性能影响 |
| 3.2.3 污泥回流比对MBBR悬浮填料+A/O工艺性能影响 |
| 3.2.4 填料添加比对MBBR悬浮填料+A/O工艺性能影响 |
| 3.2.5 单因素试验研究之最佳工艺条件 |
| 3.3 MBBR悬浮填料+A/O组合工艺正交试验研究 |
| 3.3.1 正交试验简述 |
| 3.3.2 正交试验设计 |
| 3.3.3 正交试验分析 |
| 3.3.4 正交试验研究之最佳工艺条件 |
| 3.4 MBBR悬浮填料+A/O组合工艺运行性能分析 |
| 3.4.1 废水中主要污染物去除效果 |
| 3.4.2 反应器出水指标分析 |
| 3.4.3 工程案例 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 微生物群落结构分析 |
| 4.1 污泥采样及高通量测序 |
| 4.2 微生物群落的多样性分析 |
| 4.3 微生物群落结构分析 |
| 4.3.1 门水平 |
| 4.3.2 纲水平 |
| 4.3.3 属水平 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于CFD的管式曝气器结构优化设计 |
| 5.1 曝气类型 |
| 5.2 管式曝气器的仿真试验 |
| 5.2.1 数学模型 |
| 5.2.2 物理模型 |
| 5.3 管式曝气器的试验结果分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）天然及改性沸石吸附水中氨氮的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水中氨氮的来源与危害 |
| 1.2 氨氮废水处理方法的研究进展 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.3 天然沸石的结构与性质 |
| 1.4 天然及改性沸石在水处理中的应用 |
| 1.4.1 去除水中氨氮 |
| 1.4.2 去除水中氟 |
| 1.4.3 去除水中有机物 |
| 1.4.4 去除水中重金属离子 |
| 1.5 本课题研究的目的、意义及内容 |
| 1.5.1 本研究的目的及意义 |
| 1.5.2 本研究的内容 |
| 1.5.3 技术研究路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验主要材料、试剂和实验仪器 |
| 2.1.1 天然沸石材料及其预处理 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验水样 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 改性沸石的制备 |
| 2.2.1 盐酸改性沸石 |
| 2.2.2 氢氧化钠改性沸石 |
| 2.2.3 氯化钠改性沸石 |
| 2.2.4 硝酸银改性沸石 |
| 2.2.5 氯化锌改性沸石 |
| 2.2.6 氯化铜改性沸石 |
| 2.3 吸附实验 |
| 2.3.1 静态吸附实验 |
| 2.3.2 实验数据的处理与分析 |
| 2.4 天然及改性沸石吸附氨氮的正交实验 |
| 2.4.1 正交实验极差分析法 |
| 2.4.2 正交实验方差分析法 |
| 第三章 天然沸石对氨氮的吸附效果及影响因素 |
| 3.1 天然沸石的粒径对氨氮吸附效率的影响 |
| 3.2 天然沸石的投加量对氨氮吸附效率的影响 |
| 3.3 反应温度对天然沸石吸附效果的影响 |
| 3.4 PH值对天然沸石吸附效果的影响 |
| 3.5 反应时间对天然沸石吸附效果的影响 |
| 3.6 吸附实验转速对效果的影响 |
| 3.7 氨氮初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 改性沸石对氨氮的吸附效果及影响因素 |
| 4.1 最佳改性方法 |
| 4.2 改性沸石的投加量对氨氮吸附效率的影响 |
| 4.3 反应温度对改性沸石吸附效果的影响 |
| 4.4 PH对改性沸石吸附效果的影响 |
| 4.5 反应时间对改性沸石吸附效果的影响 |
| 4.6 吸附实验转速对效果的影响 |
| 4.7 氨氮初始浓度对吸附效果的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 天然及改性沸石吸附氨氮的正交实验研究 |
| 5.1 天然沸石吸附氨氮的正交实验 |
| 5.1.1 正交实验的极差分析法 |
| 5.1.2 正交实验的方差分析法 |
| 5.2 改性沸石吸附氨氮的正交实验 |
| 5.2.1 正交实验的极差分析法 |
| 5.2.2 正交实验的方差分析法 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 产品表征分析 |
| 6.1 表征方法 |
| 6.1.1 XRD表征 |
| 6.1.2 BET表征 |
| 6.1.3 SEM表征 |
| 6.2 天然沸石的表征结果 |
| 6.2.1 XRD表征 |
| 6.2.2 BET表征 |
| 6.2.3 SEM表征 |
| 6.3 改性沸石的表征 |
| 6.3.1 XRD表征 |
| 6.3.2 BET表征 |
| 6.3.3 SEM表征 |
| 6.4 部分沸石吸附后表征 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 天然及改性沸石吸附氨氮的热力学及动力学研究 |
| 7.1 吸附等温线 |
| 7.1.1 Langmuir吸附等温线模型 |
| 7.1.2 Freundlich吸附等温线模型 |
| 7.1.3 天然沸石吸附等温线模型拟合结果 |
| 7.1.4 改性沸石吸附等温线模型拟合结果 |
| 7.2 吸附热力学 |
| 7.2.1 吸附热力学方程 |
| 7.2.2 天然及改性沸石吸附热力学方程 |
| 7.3 吸附动力学 |
| 7.3.1 Lagergren准一级动力学模型 |
| 7.3.2 Lagergren准二级动力学模型 |
| 7.3.3 天然及改性沸石吸附动力学模型拟合结果 |
| 7.4 吸附机理的阐述 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）电催化氧化反应器功能拓展及强化处理农药废水应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 研究课题的提出 |
| 1.1.2 难降解农药生产废水的治理现状 |
| 1.2 电化学氧化技术及其废水处理应用现状 |
| 1.2.1 电极材料 |
| 1.2.2 操作参数优化控制 |
| 1.2.3 电极反应器 |
| 1.3 论文研究总体思路及主要研究内容 |
| 1.3.1 论文研究总体思路和内容 |
| 1.3.2 本论文的研究技术路线 |
| 参考文献 |
| 2.电化学管式(膜)反应器构建及传质性能评价 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验仪器及药品 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 分析与测试 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 Ti/PbO_2电催化管式反应器的结构形态 |
| 2.2.2 Ti/PbO_2电催化管式反应器的传质性能评价 |
| 2.2.3 Ti-RuO_2微孔管式膜电极反应器的结构形态 |
| 2.2.4 Ti-RuO_2微孔管式膜电极反应器的传质性能评价 |
| 2.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 3.Ti/PbO_2电催化管式反应器预处理农药废水 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验仪器及药品 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 实际农药废水水质参数组成 |
| 3.1.4 分析与测试 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 电流密度对反应器的性能影响 |
| 3.2.2 初始CH_3SNa浓度对反应器的性能影响 |
| 3.2.3 初始pH值对反应器的性能影响 |
| 3.2.4 电解质浓度对反应器的性能影响 |
| 3.2.5 Ti/PbO_2电催化管式反应器能耗评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 4.Ti-RuO_2微孔管式膜电极反应器深度处理农药尾水 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器及药品 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 实际农药废水水质参数组成 |
| 4.1.4 分析与测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Ti-RuO_2微孔管式膜电极反应器运行参数优化 |
| 4.2.2 曝气生物滤池及电渗析的运行评价 |
| 4.2.3 组合工艺的连续运行效果及能耗评价 |
| 4.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 5.电化学氧化—芬顿耦合反应器构建及深度处理有机氮农药尾水 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验仪器及药品 |
| 5.1.2 实验装置 |
| 5.1.3 实际杀菌剂生产尾水水质参数 |
| 5.1.4 中试组合工艺的启动与操作方法 |
| 5.1.5 测试、分析和计算方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 ECF-COTR耦合体系协同降解机制 |
| 5.2.2 ECF-COTR耦合工艺的参数优化 |
| 5.2.3 AMBBR-UBAF工艺的稳定运行效果评价 |
| 5.2.4 组合工艺的能耗评价 |
| 5.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 6.电化学氧化—厌氧生物还原耦合反应器构建及强化处理苯二腈农药废水 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验仪器及药品 |
| 6.1.2 实验装置 |
| 6.1.3 接种污泥 |
| 6.1.4 综合废水组成 |
| 6.1.5 反应器的启动与运行 |
| 6.1.6 测试、分析和计算方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 AFBR-EFA反应器的启动 |
| 6.2.2 外加电压对AFBR-EFA反应器性能的影响 |
| 6.2.3 水力停留时间对AFBR-EFA反应器性能的影响 |
| 6.2.4 IPN初始浓度对AFBR-EFA反应器性能的影响 |
| 6.2.5 盐分对AFBR-EFA反应器性能的影响 |
| 6.2.6 苯二腈强化还原降解机理研究 |
| 6.2.7 AFBR-EFA反应器长期运行稳定性评价 |
| 6.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 7.结论、创新点、建议和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议和展望 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 污/废水生物处理技术的概述 |
| 1.2.1 污/废水生物处理技术 |
| 1.2.2 生物接触氧化法的研究现状 |
| 1.2.3 生物膜载体的概述 |
| 1.3 玄武岩纤维载体的研究概述 |
| 1.3.1 玄武岩纤维的简介 |
| 1.3.2 玄武岩纤维载体在污/废水处理中的应用现状 |
| 1.4 玄武岩纤维载体的表面改性研究概述 |
| 1.4.1 BF表面改性技术的研究进展 |
| 1.4.2 BF载体表面改性方法的研究现状 |
| 1.4.3 生物膜载体改性方法的研究进展 |
| 1.5 改性玄武岩纤维载体与微生物间的相互作用 |
| 1.5.1 微生物在生物膜载体表面附着的影响因素 |
| 1.5.2 微生物与载体间相互作用的理论分析 |
| 1.6 本论文的研究目的和意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 本论文的研究内容、创新点和技术路线图 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线图 |
| 第二章 改性玄武岩纤维的制备及其表面性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 物理涂覆阳离子聚合物改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.3 化学接枝改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.4 液相沉积铁化合物改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.5 改性玄武岩纤维的结构测试与性能表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 改性玄武岩纤维的化学组成成分分析 |
| 2.3.2 改性玄武岩纤维的微观形貌和元素分析 |
| 2.3.3 改性玄武岩纤维的亲水性和表面Zeta电位分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 改性玄武岩纤维载体的生物亲和性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 CTAC-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.3 CPAM-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.4 CMBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.5 DEA-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.6 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体的生物亲和性能的评价 |
| 3.2.7 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体表面固着的活性污泥内EPS的提取与组份成分分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CTAC-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.2 CPAM-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.3 CMBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.4 DEA-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.5 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体的生物亲和性能分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于扩展DLVO理论的细菌与改性玄武岩纤维间附着行为的机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及表征 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 表征分析 |
| 4.3 表面热力学分析 |
| 4.4 扩展DLVO理论基础 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 细菌附着的表面自由能变(ΔGadh)分析 |
| 4.5.2 E.coli与 BF/CPAM-MBF载体之间的相互作用势能分析 |
| 4.5.3 B.subtilis与 BF/CPAM-MBF载体之间的相互作用势能分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 改性玄武岩纤维载体的污水处理效果评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料 |
| 5.2.2 载体材料的制备 |
| 5.2.3 接种污泥与试验用水 |
| 5.2.4 试验装置 |
| 5.2.5 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 COD去除效果分析 |
| 5.3.2 氨氮去除效果分析 |
| 5.3.3 总氮去除效果分析 |
| 5.3.4 单个循环中氮素浓度随运行时间的变化规律 |
| 5.3.5 生物相分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间获得的主要科研成果 |
| 一、发表学术论文 |
| 二、专利 |
| 三、参加会议 |
| 四、科研项目 |
| 附录 |
| 附录 A 中英文缩写对照表 |
| 附录 B 溶液或培养基配方表 |
（5）聚丙烯腈填料-包埋菌强化A2/O工艺处理工业/生活混杂废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水环境概况 |
| 1.2 工业/生活混杂废水 |
| 1.2.1 混杂废水排放现状 |
| 1.2.2 混杂废水主要污染物 |
| 1.2.3 混杂废水处理方法 |
| 1.3 A~2/O工艺原理及应用 |
| 1.3.1 A~2/O工艺概述 |
| 1.3.2 A~2/O工艺原理 |
| 1.3.3 A~2/O工艺应用 |
| 1.4 A~2/O工艺强化方法 |
| 1.4.1 耦合强化 |
| 1.4.2 化学强化 |
| 1.4.3 填料强化 |
| 1.4.4 生物强化 |
| 1.5 课题背景及研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题背景 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 研究目的 |
| 1.5.5 技术路线 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2 PAN填料 |
| 2.2.1 PAN填料制备 |
| 2.2.2 PAN填料表征 |
| 2.3 包埋菌制备 |
| 2.4 A~2/O系统 |
| 2.4.1 小试装置 |
| 2.4.2 中试装置 |
| 2.4.3 实验进水 |
| 2.5 水质项目分析 |
| 2.6 微生物响应分析 |
| 2.6.1 比好氧呼吸速率(SOUR) |
| 2.6.2 胞外聚合物(EPS) |
| 2.6.3 三维荧光分析 |
| 2.6.4 污泥DNA的提取 |
| 2.6.5 污泥微生物群落分析 |
| 第三章 强化A~2/O工艺对模拟混杂废水处理效果研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 小试A~2/O系统简介 |
| 3.3 常规A~2/O系统对生活污水处理效果 |
| 3.4 常规A~2/O系统对混杂废水处理效果 |
| 3.4.1 苯胺对A~2/O运行的影响 |
| 3.4.2 Sb对 A~2/O运行的影响 |
| 3.5 强化A~2/O系统对混杂废水处理效果 |
| 3.5.1 包埋菌强化效果 |
| 3.5.2 PAN填料强化效果 |
| 3.5.3 PAN填料SEM-EDS |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 强化A~2/O工艺对实际混杂废水处理效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实际混杂废水组分分析 |
| 4.2.1 常规组分分析 |
| 4.2.2 三维荧光分析 |
| 4.3 小试A~2/O系统对实际混杂废水处理效果 |
| 4.3.1 COD去除效果 |
| 4.3.2 氨氮去除效果 |
| 4.3.3 总氮去除效果 |
| 4.3.4 总磷去除效果 |
| 4.3.5 苯胺去除效果 |
| 4.4 中试A~2/O工艺对实际混杂废水的处理效果 |
| 4.4.1 中试A~2/O系统简介 |
| 4.4.2 启动阶段处理效果 |
| 4.4.3 包埋菌强化效果 |
| 4.4.4 PAN填料强化效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 强化A~2/O工艺污染物去除机理与微生物响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 新型PAN填料污染物去除机理 |
| 5.2.1 PAN吸附机理 |
| 5.2.2 FT-IR分析 |
| 5.3 A~2/O系统对污染物去除动力学模拟 |
| 5.3.1 一阶去除模型 |
| 5.3.2 S-K去除模型 |
| 5.3.3 指数速度模型 |
| 5.4 A~2/O系统污泥活性变化 |
| 5.4.1 污泥MLSS变化 |
| 5.4.2 污泥SOUR变化 |
| 5.4.3 污泥EPS变化 |
| 5.5 A~2/O反应器生物群落结构与功能分析 |
| 5.5.1 样品测序稀释曲线 |
| 5.5.2 微生物菌群OTU分析 |
| 5.5.3 微生物菌群α多样性分析 |
| 5.5.4 微生物菌群β多样性分析 |
| 5.5.5 微生物菌群结构组成及变化分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（6）基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 精细化工行业的发展概况 |
| 1.2 洗涤废水种类、特性及危害 |
| 1.3 处理技术及各种常见组合工艺 |
| 1.3.1 物化法 |
| 1.3.2 生化法 |
| 1.3.3 组合工艺 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 研究内容与方法 |
| 2.1 课题来源 |
| 2.2 洗涤废水水质 |
| 2.3 组合工艺系统 |
| 2.3.1 工艺流程 |
| 2.3.2 物理化学反应器 |
| 2.3.3 SMAD |
| 2.3.4 BBR |
| 2.4 构筑物设计参数 |
| 2.5 分析方法 |
| 第3章 SMAD反应器运行调试研究 |
| 3.1 SMAD反应器启动 |
| 3.1.1 调试准备 |
| 3.1.2 调试启动方案 |
| 3.1.3 污泥接种与驯化 |
| 3.2 SMAD反应器运行效能 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 氨氮去除效果 |
| 3.2.3 总磷去除效果 |
| 3.2.4 pH变化情况 |
| 3.2.5 ALK及 VFA变化情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 BBR反应器运行调试研究 |
| 4.1 BBR反应器启动 |
| 4.1.1 调试准备 |
| 4.1.2 调试启动方案 |
| 4.1.3 污泥接种与驯化 |
| 4.2 BBR反应器初期调试稳定运行效果 |
| 4.2.1 COD去除效果 |
| 4.2.2 氨氮去除效果 |
| 4.2.3 总磷去除效果 |
| 4.2.4 污泥相生物观察 |
| 4.2.5 MLSS、SV30及SVI变化情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 SMAD-BBR组合工艺系统影响因素研究 |
| 5.1 SMAD调试影响因素研究 |
| 5.1.1 氨氮与pH |
| 5.1.2 温度 |
| 5.1.3 冲击负荷 |
| 5.2 BBR调试影响因素研究 |
| 5.2.1 氨氮 |
| 5.2.2 溶解氧 |
| 5.2.3 冲击负荷 |
| 5.3 组合工艺运行效果 |
| 5.4 工程经济效益分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及科研工作 |
| 致谢 |
（7）离子交换纤维对水中硝酸根离子的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体中硝酸盐的污染现状及来源 |
| 1.1.2 水体硝酸盐污染的危害 |
| 1.2 硝酸盐污染的治理技术 |
| 1.2.1 化学还原法 |
| 1.2.2 膜分离法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.2.5 离子交换法 |
| 1.3 离子交换法去除水中硝酸盐的研究进展 |
| 1.4 离子交换纤维(IEF)研究现状 |
| 1.4.1 离子交换纤维的特点及类型 |
| 1.4.2 聚丙烯腈纤维的结构与性质 |
| 1.4.3 聚丙烯腈纤维的应用价值 |
| 1.4.4 聚丙烯腈纤维骨架的化学改性方法 |
| 1.5 研究的目的、主要内容和技术路线 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 课题研究的主要内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 第二章 离子交换纤维的改性方法优化及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验内容 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2.2 离子交换纤维合成方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 离子交换纤维制备优化 |
| 2.2.5 离子交换纤维表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PAN-PEI的制备 |
| 2.3.2 PAN-PEI烷基化 |
| 2.3.3 离子交换纤维表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 新型离子交换纤维对硝酸盐的吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 实验药品与仪器 |
| 3.2.2 纤维表征方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附动力学 |
| 3.3.2 pH对吸附的影响 |
| 3.3.3 吸附等温线 |
| 3.3.4 吸附热力学 |
| 3.3.5 静态脱附 |
| 3.3.6 吸附机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 共存无机阴离子和有机物对离子交换纤维吸附硝酸根的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 实验药品和仪器 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 硫酸根离子对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.3.2 氯离子对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.3.3 单宁酸对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.3.4 十二烷基苯磺酸钠对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.3.5 腐殖酸对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.3.6 色氨酸对吸附NO_3~--N的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 新型离子交换纤维用于实际污水厂二级出水深度处理效果初探 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验内容 |
| 5.2.1 实验药品和仪器 |
| 5.2.2 分析方法 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.4 实际污水厂二级出水水质 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 动态吸附实验结果 |
| 5.3.2 动态脱附实验结果 |
| 5.3.3 动态吸-脱附循环实验 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（8）包埋固定化微生物处理丙烯腈化工污水脱氮技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 丙烯腈化工污水氮素污染现状 |
| 1.1.1 丙烯腈化工污水来源、特点与危害 |
| 1.1.2 氮素污染现状与治污力度 |
| 1.2 丙烯腈化工污水脱氮国内外研究现状 |
| 1.2.1 物理、化学、生物法 |
| 1.2.2 生物脱氮原理、影响因素 |
| 1.2.3 生物脱氮工艺及优缺点 |
| 1.3 固定化微生物技术 |
| 1.3.1 固定化微生物技术的发展史、原理及特点 |
| 1.3.2 固定化过程及载体材料 |
| 1.3.3 固定化微生物处理含氮污水应用实例 |
| 1.4 本研究的意义、目的及内容、方法 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 分析方法 |
| 第2章 丙烯腈污水概况及水质分析 |
| 2.1 丙烯腈化工污水处理系统工艺流程 |
| 2.2 丙烯腈化工污水现场水质调研 |
| 2.2.1 水质调研目的 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 水质调研结果及讨论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 反硝化菌筛选、固定化颗粒制备及反应器设计 |
| 3.1 活性污泥中反硝化菌筛选 |
| 3.1.1 实验材料与方法 |
| 3.1.2 结果与分析 |
| 3.2 制备固定化富含反硝化功能菌颗粒 |
| 3.2.1 实验仪器与方法 |
| 3.2.2 固定化颗粒表观结构及脱氮性能 |
| 3.3 反应器设计及工艺流程 |
| 3.3.1 脱氮反应器 |
| 3.3.2 后好氧反应器 |
| 3.3.3 装置工艺流程 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 包埋固定化微生物处理含氮模拟废水考察 |
| 4.1 包埋固定化微生物间歇、连续驯化 |
| 4.1.1 实验材料与方法 |
| 4.1.2 实验结果与讨论 |
| 4.2 包埋固定化微生物处理含氮模拟废水最佳操作条件考察 |
| 4.2.1 处理模拟废水所需最佳碳氮比 |
| 4.2.2 处理模拟废水所需最佳填充率 |
| 4.2.3 处理模拟废水所需最佳水力停留时间 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 包埋固定化微生物对丙烯腈化工污水脱氮技术研究 |
| 5.1 碳氮比对丙烯腈污水脱氮效果影响 |
| 5.1.1 不同碳氮比下总氮去除效果考察 |
| 5.1.2 不同碳氮比下氮化物变化 |
| 5.1.3 不同碳氮比下COD去除效果 |
| 5.1.4 不同碳氮比下pH变化 |
| 5.2 水力停留时间对丙烯腈污水脱氮效果影响 |
| 5.2.1 不同水力停留时间下总氮去除效果 |
| 5.2.2 不同水力停留时间下氮化物变化 |
| 5.2.3 不同水力停留时间下COD去除效果 |
| 5.2.4 不同水力停留时间下pH变化 |
| 5.3 连续式与序批式对丙烯腈污水脱氮效果影响 |
| 5.3.1 不同运行方式下总氮去除效果 |
| 5.3.2 不同运行方式下硝氮、氮化物变化 |
| 5.3.3 不同运行方式下COD去除效果 |
| 5.3.4 不同运行方式下pH变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）Sohio法丙烯腈污水深度脱氮除碳的方法（论文提纲范文）
| 1 Sohio法丙烯腈污水的特点 |
| 2 国内丙烯腈污水处理现状 |
| 3 处理工艺的选择 |
| 3.1 生物脱氮工艺 |
| 3.2 深度除碳工艺 |
| 4 中试验证 |
| 4.1 生物倍增工艺的验证 |
| 4.2 臭氧催化氧化+BAF工艺的验证 |
| 5 结论和建议 |
（10）有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 第2章 国内外研究现状 |
| 2.1 生物硝化过程 |
| 2.1.1 氨氧化过程 |
| 2.1.2 亚硝酸盐氧化过程 |
| 2.2 有毒有害物质对生物硝化的抑制 |
| 2.2.1 有毒有害物质对生物硝化的抑制作用 |
| 2.2.2 硝化抑制率的测定方法 |
| 2.2.3 有毒有害物质对生物硝化的抑制机理 |
| 2.3 有毒有害物质对生物硝化抑制的消除方法 |
| 2.3.1 氰化物的生物处理 |
| 2.3.2 硫脲的生物处理 |
| 2.3.3 丙烯腈生产废水的生物处理 |
| 2.4 研究目的和意义 |
| 2.5 主要研究内容与研究方法 |
| 第3章 氰化物对生物硝化的抑制作用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 SBR反应器 |
| 3.2.2 氰化物对硝化抑制浓度的测定 |
| 3.2.3 氰化物对硝化抑制可恢复性的测定 |
| 3.2.4 其它分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 丙烯腈、丙烯酸、乙腈与氰化物对生物硝化抑制作用的比较 |
| 3.3.2 氰化物对硝化的半抑制浓度 |
| 3.3.3 氰化物对生物硝化抑制作用的可恢复性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氰化物对生物硝化抑制的消除方法 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 碳源对氰化物生物降解的影响 |
| 4.2.2 氰降解菌的培养 |
| 4.2.3 氰降解菌的分离 |
| 4.2.4 氰降解菌的鉴定 |
| 4.2.5 其它分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 碳源对氰化物生物降解的影响 |
| 4.3.2 氰化物对生物硝化抑制的消除方法 |
| 4.3.3 氰降解菌群对氰化物降解能力的强化 |
| 4.3.4 以氰化物为碳源和氮源的氰降解菌 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 硫脲对生物硝化的抑制及其消除方法 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 硫脲对生物硝化的抑制作用 |
| 5.2.2 硫脲对硝化抑制浓度的测定 |
| 5.2.3 H_2O_2预处理+生物法处理含硫脲人工配水中的初始pH |
| 5.2.4 H_2O_2预处理+生物法处理含硫脲人工配水 |
| 5.2.5 生物法直接处理含硫脲废水 |
| 5.2.6 硫脲降解菌的分离及鉴定 |
| 5.2.7 硫脲的分析方法 |
| 5.2.8 其它分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 硫脲对生物硝化的抑制作用及其可恢复性 |
| 5.3.2 硫脲对生物硝化的半抑制浓度 |
| 5.3.3 “H_2O_2预处理+生物法”对硫脲抑制作用的消除 |
| 5.3.4 “直接生物法”对硫脲抑制作用的消除 |
| 5.3.5 以硫脲为碳源和氮源的硫脲降解菌 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 有毒有害物质对硝化抑制的消除方法的应用 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 丙烯腈生产废水生物处理工程装置 |
| 6.2.2 稳定运行阶段污染物在系统中的降解 |
| 6.2.3 稳定运行阶段污泥对氰化物的降解试验 |
| 6.2.4 稳定运行阶段污泥的生物相分析 |
| 6.2.5 其它分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 丙烯腈生产废水生物处理工程装置启动阶段硝化的抑制现象 |
| 6.3.2 丙烯腈生产废水生物处理工程装置硝化抑制的消除以及稳定运行 |
| 6.3.3 丙烯腈生产废水生物处理工程装置稳定运行阶段污泥性质 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文及专利 |
四、前置反硝化技术在丙烯腈废水处理中的成功应用（论文参考文献）
- [1]MBBR悬浮填料加A/O工艺处理石化效果及微生物群落分析[D]. 闵振. 喀什大学, 2021(07)
- [2]天然及改性沸石吸附水中氨氮的实验研究[D]. 盘贤豪. 华东交通大学, 2020(01)
- [3]电催化氧化反应器功能拓展及强化处理农药废水应用研究[D]. 崔韬. 南京理工大学, 2020
- [4]玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究[D]. 张晓颖. 江苏大学, 2020(01)
- [5]聚丙烯腈填料-包埋菌强化A2/O工艺处理工业/生活混杂废水的研究[D]. 陈恺. 上海交通大学, 2020(01)
- [6]基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究[D]. 肖传晶. 青岛理工大学, 2019(02)
- [7]离子交换纤维对水中硝酸根离子的吸附性能研究[D]. 陈莉. 东南大学, 2019(05)
- [8]包埋固定化微生物处理丙烯腈化工污水脱氮技术研究[D]. 吴云蕊. 中国石油大学(北京), 2016(04)
- [9]Sohio法丙烯腈污水深度脱氮除碳的方法[J]. 何小娟. 工业水处理, 2014(04)
- [10]有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法[D]. 韩媛媛. 华东理工大学, 2014(05)