一、化学除磷对沸石强化A/O工艺运行的影响（论文文献综述）
李叶[1]（2021）在《A/O停留时间比对EBPR除磷影响及聚磷菌的衰减研究》文中进行了进一步梳理目前,强化生物除磷（EBPR）工艺在世界各国城市污水处理厂已经广泛应用。然而,实际工程应用发现,强化生物除磷系统经常会出现诸多问题且除磷效果不稳定。因此,进一步探讨EBPR工艺中聚磷菌的特性及影响聚磷菌的因素,对城市污水高效稳定除磷具有重要的意义。本文在常温条件下（22℃）以某污水处理厂的活性污泥为接种污泥,在厌氧/好氧条件下进行聚磷菌富集培养,探讨不同厌氧好氧水力停留时间比值（A/O）下强化生物除磷系统的除磷效果,通过测定磷酸盐去除率、污泥的活性（厌氧最大释磷速率、最大乙酸吸收速率、好氧最大吸磷速率及吸收单位乙酸的释磷量（ΔP/ΔHAc））等评价除磷性能,利用荧光原位杂交技术（FISH）对污泥中的微生物群落结构进行测定和分析,最后,以富集培养的污泥进行衰减试验,探讨PAOS的衰减特性。主要结论如下:（1）SBR反应器在常温（22℃）条件下运行稳定,共运行了220 d,对磷酸盐的去除率可达99%以上。污泥的最大厌氧释磷速率为120 mg P·g VSS-1h-1,好氧吸磷速率为42 mg P·g VSS-1h-1,乙酸吸收速率为230.76 mg HAc·g VSS-1h-1,其对应的吸收单位乙酸的释磷量（ΔP/ΔHAc）为0.52。污泥中聚磷的含量达130.06 mg P·g VSS-1。（2）A/O比是影响EBPR除磷性能的重要因素。当A/O比分别为1/2、1/3和1/5时,对应的最大释磷速率分别为63.7 mg P·g VSS-1h-1、113.2 mg P·g VSS-1h-1、125 mg P·g VSS-1h-1,吸磷速率分别为28.3 mg P·g VSS-1h-1、35.3 mg P·g VSS-1h-1、36.4 mg P·g VSS-1h-1。厌氧段水力停留时间越短,对应的最大释磷速率越大,磷酸盐去除率也越高。对于强化生物除磷系统,最佳A/O比为1/5。（3）A/O比不同,SBR反应器污泥中PAOS的占比不同。当A/O比分别为1/2、1/3、1/5时,污泥中聚磷菌的占比分别为85%、90%、90%。（4）聚磷菌在不同环境条件下的衰减速率及利用内源物质顺序不同。在厌氧条件下平均衰减速率为0.021 d-1,而在好氧条件下的平均衰减速率为0.076 d-1;聚磷菌在厌氧条件下衰减时先利用糖原再利用Poly-P作为内源物质。而好氧条件下衰减时先利用PHB再利用糖原作为内源物质供能。
任丹[2]（2021）在《两段A/O工艺对分子筛废水的处理研究》文中认为沸石分子筛是一种具有高形状选择性的催化剂,被广泛应用于甲醇制烯烃、烷基化等多相催化工艺过程中,分子筛催化剂生产过程中产生的废水往往具有复杂的成分、较高的有机物浓度,属于较难处理的工业废水。目前对这种工业废水的处理研究数量还比较少,尤其是在生化处理方面的研究。本论文以某公司提供的SPAO-34分子筛催化剂生产废水为研究对象,采用两段A/O工艺进行了实验室小试研究,对两段A/O工艺系统的运行情况以及污染物沿程变化情况进行了大约160天的监测,从而分析该物化生化相结合工艺的稳定性与可行性。此外,又将未经过物化预处理的废水以经过长期实际废水驯化的系统进行直接处理研究,探究其处理效果并与组合工艺进行对比。研究的主要结论如下:（1）采用化学沉淀对分子筛催化剂废水进行处理,经过化学沉淀处理后,能去除5.9%的COD和23.1%的氨氮,主要在于对SS与总磷的去除,废水的平均总磷浓度为3500±176mg/L,经过化学沉淀后平均浓度为50±10mg/L,去除率高达98.6%,大大降低了后续生化段处理的负荷。生化段达到稳定以后COD平均去除率为91.2%,最高达到94.2%。其中第一段A/O起主要的脱碳作用,占总去除率的91.3%,第二段A/O起辅助作用。两段A/O工艺的进水氨氮浓度为114.7-198.4mg/L,平均为157.9mg/L,出水氨氮浓度相比进水有了提升,进水的总氮浓度为1600-2500mg/L,平均为1771.6mg/L,出水的总氮浓度平均值为890.5mg/L,由于氨氮的去除率不高导致总氮去除率为56.6%。综合物化与生化的处理结果,该组合系统对分子筛催化剂废水的污染物去除能够为后续深度处理的工艺创造条件,能够达到进膜的要求。（2）通过对比高、低进水负荷两种情况下两级A/O工艺对原水的去除效果,可以发现,在相同情况下,低负荷进水时两级A/O工艺的污染物去除性能显着地好于高负荷进水的系统,在运行期内COD平均去除率为91.4%,高负荷反应器对废水COD的去除率无法长期维持在高水平状态,前期去除率能到达89.3%,在大约第100天系统的去除率开始逐渐下降。（3）考察两套系统的脱氮除磷性能,发现虽然经过长期的专项废水驯化,反应器仍然无法达到理想的脱氮除磷效果。由于硝化作用受到了较大程度的抑制,系统的出水氨氮高于进水,两套反应器对总氮的去除率最高仅为23.3%和44.6%,对总磷的去除率最高为50.0%和48.8%,且去除率在后期呈下降趋势。在反应器运行的过程中,随着废水中污染物成分的积累,各单元的污泥状态（污泥量、沉降性、脱水性等）均逐渐变差,出现了不同程度的污泥膨胀、老化、污泥流失等现象,其中进水负荷相对较低的一套反应器中的污泥特性显着地好于进水负荷相对较高的一套反应器。
卫明明[3]（2021）在《沸石/富铁填料曝气生物滤池脱氮除磷机理研究》文中研究表明曝气生物滤池（Biological Aerated Filter,BAF）主要通过填料表面形成的生物膜去除水中污染物,是一种兼具固液分离和生物降解作用的高效污水处理技术,广泛应用于污水深度处理和工业废水处理领域,但在实际运行中受进水水质波动等因素影响存在同步脱氮除磷效果不佳的问题。就目前国内外对BAF的研究成果来看,大部分侧重于其脱氮除磷效能的提升以及工艺参数的优化方面,但有关BAF对氮、磷等污染物去除机理的研究较少且不够深入。本试验采用沸石作为BAF主体填料,通过混杂富铁填料形成复合填料体系并优化两种填料的组合配比,使其达到最好的处理效果;同时考察了生物膜对沸石除氨能力的生物再生作用并对再生条件和机理进行了深入研究;最后针对沸石通过离子交换作用控制反应器中铁离子含量影响化学除磷效果的机理进行了分析研究。为探究沸石和富铁填料组合配比对BAF去除效果可能产生的影响,通过对比试验考察了采用沸石和富铁填料体积比分别为20:1、15:1、10:1、5:1的试验组反应器和仅采用沸石的对照组反应器在稳定运行期内的污染物去除效果。试验结果表明:在水力负荷为0.2 m3/（m2·h）、气水比为10:1的条件下,体积比为5:1的试验组反应器脱氮除磷效果最佳,其对TN、TP的去除率比对照组反应器分别增加了11.10%和24.71%;各试验组反应器对TN、TP的去除效果较对照组反应器均有不同程度的提升,提升幅度随富铁填料所占体积比的增加而增大,说明在沸石曝气生物滤池中混杂一定比例的富铁填料会促进BAF反应器的脱氮除磷效果;各试验组反应器和对照组反应器对COD、NH4+-N以及SS均有非常好的去除效果,且各试验组反应器较对照组反应器的提升效果不大。为探究进水氨氮浓度变化、有无生物膜作用、离子交换作用以及投加金属阳离子这4个因素对BAF内沸石生物再生可能产生的影响,采用物料平衡计算和能谱分析（EDS）分别考察各组反应器中氮污染物浓度和沸石中氮元素含量,并深入分析再生条件和再生机理。试验结果表明:在水力负荷为0.2 m3/（m2·h）、气水比为10:1的条件下,采用挂膜沸石的反应器A在进水NH4+-N浓度由50 mg/L降为20 mg/L至稳定运行这段时间内,沸石会发生生物再生并释放5567.08 mg氮,填料层上部、中部、下部对应位置的沸石均发生了生物再生作用,N元素重量百分比分别由0.87%、0.69%、0.56%降至0.63%、0.38%和0.16%;采用没有生物膜的脱膜沸石的反应器B以及采用对NH4+-N没有特殊离子交换作用的挂膜砾石的反应器C在进水NH4+-N浓度由50 mg/L降为20 mg/L至稳定运行这段时间分别释放了1130.40 mg氮和805.99 mg氮,均远远少于反应器A中挂膜沸石释放的5567.08 mg氮,说明脱膜沸石仅通过离子交换作用解吸少量NH4+-N与进水中NH4+-N浓度达到动态平衡,挂膜砾石也不会像挂膜沸石一样发生生物再生作用而大量释放通过离子交换作用吸附的NH4+-N,故填料表面的生物膜和沸石对NH4+-N的特殊选择性离子交换作用是沸石生物再生的必要条件;采用挂膜沸石填料的反应器A在进水投加NaCl浓度为200 mg/L直到稳定运行的过程中一共释放了1666.93 mg氮,说明投加一定浓度的Na+会促进沸石解吸NH4+,解吸下来的NH4+-N通过微生物的硝化作用转化为NO3--N和NO2--N,使沸石发生生物再生并恢复了部分对NH4+-N的离子交换吸附容量。为探究沸石能否通过离子交换作用控制反应器中铁离子含量影响化学除磷效果,通过对比试验考察了采用吸附铁离子沸石的试验组反应器和采用天然沸石的对照组反应器分别对水中磷污染物的去除效果并深入分析其中的机理。试验结果表明:在水力负荷为0.2 m3/（m2·h）、气水比为10:1、进水TFe浓度为3～5 mg/L的条件下,BAF中天然沸石在36天的运行期内对TFe具有较好的去除效果,出水TFe平均浓度为0.58 mg/L,平均去除率高达84.98%;因此在沸石与富铁填料混杂形成的复合填料体系中,天然沸石会吸附贮存多余的Fe3+,达到控制BAF出水TFe的效果;将进水TP浓度控制在4 mg/L左右,试验组反应器中沸石吸附的Fe3+不断解析出来用于化学除磷,随着沸石中的Fe3+解吸速率放缓导致水中TFe浓度不断下降,反应器的化学除磷效果也持续下降;根据物料平衡分析,反应器中沸石填料在共计12天的运行期内通过其离子交换作用解吸Fe3+去除了110.31mg磷,说明沸石填料不仅可以在TFe浓度较高时经过离子交换作用吸附一定量的Fe3+,而且会在有化学除磷的需要时继续通过离子交换作用释放一部分Fe3+去除废水中的磷污染物。
楼显盛[4]（2021）在《铁循环再负载在农村生活污水中磷去除效果研究》文中指出近年来,我国大力推进农村生活污水治理工作,并已取得了初步成效。但由于目前我国农村生活污水除磷工艺较为单一、除磷效果不佳,处理设施出水总磷超标仍是一个普遍存在的难题。鉴于此,本研究通过对磷吸附材料进行铁循环再负载的化学改性,强化其吸磷能力,提出了一种高效便捷的除磷技术方法,主要研究结论如下:（1）采用FeSO4对不同材料进行改性,并开展了静态吸附试验,遴选出蛭石作为强化除磷研究材料。铁改性蛭石对低磷浓度溶液具有较好的除磷效果,Freundlich吸附等温模型与准二级动力学模型能较好描述吸附过程,其理论磷吸附量为4.29 mg·g-1,除磷过程主要为化学吸附作用。（2）以蛭石为吸磷材料构建了除磷装置,研究了亚铁循环回流铁负载的影响因素以及铁循环再负载的最优条件。采用单因素和Box-Behnken响应曲面试验,对铁负载效率进行参数优化,得到最佳铁负载工艺参数为:回流速率24 m L·min-1、亚铁浓度10.7 g·L-1（以Fe计）、曝气流量0.1 L·min-1。（3）在最佳铁负载工艺条件下开展了动态吸附除磷试验,结果表明,进水磷浓度提高,铁负载材料磷吸附量增加,但整体除磷效率下降;而进水流速对磷吸附量和除磷效率均无明显影响。当材料吸磷饱和失效后,通过循环再负载铁可显着提高其总体磷吸附量与有效运行时间;但循环次数增加,铁负载效率降低,除磷效率下降。单次铁负载时,在进水磷负荷0.031 kg·m-3·d-1、水力负荷3 m3·m3·d-1条件下,装置有效除磷时间最长,且磷吸附量与除磷效率均较高。若采用双吸附柱并联的交替循环运行方式,可使工艺连续进水除磷,以适应当前农村生活污水设施的运维管理。（4）实际农村生活污水连续运行结果表明,在进水平均磷浓度7.22 mg·L-1、水力负荷3 m3·m3·d-1条件下,经3次铁负载循环过程后,除磷总有效运行周期为71 d,出水总磷平均浓度<0.5 mg/L。表征分析结果显示,吸磷材料主要是通过表面Fe3+的化学沉淀及铁羟基氧化物对PO43-配位络合吸附的共同作用实现强化除磷。研究表明,对吸磷材料进行铁循环再负载可大幅提高其除磷效能,采用铁负载与吸附除磷过程的双联交替循环运行方式,可达到长期稳定的除磷效果,为农村生活污水除磷提供了一种具有良好应用前景的技术方法。
刘洋[5]（2020）在《城市污水处理厂化学强化除磷投药量（Fe/P）与残余磷浓度的关系研究》文中提出强化生物除磷工艺（EBPR）是我国城市污水处理厂生物除磷普遍采用的技术,由于水质特性和操作条件等原因,多数污水处理厂的出水总磷不能稳定达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级A标准,对生物除磷系统进行化学强化处理成为城市污水处理厂提标改造的主流方法。而化学强化生物除磷工艺普遍采用的定量或过量加药模式,不仅造成了药剂浪费,运营成本增高,还使污泥产量增大,甚至生物系统原有的除磷能力也随之下降。本研究首先对西安市第四污水处理厂化学强化A2/O处理系统的除磷剂投量、处理效果及磷的去向进行调查、测定和分析,然后在实验室对投药量（Fe/P）与残余磷浓度关系、影响因素等进行探讨。研究结果表明:（1）西安市第四污水处理厂通过投加化学除磷剂对A2/O工艺进行强化除磷效果良好,在投加量为Fe/P（mol/mol）和Al/P（mol/mol）分别为3.476和0.765的条件下,磷的去除率达到98%;化学沉淀、强化生物除磷（聚磷菌）和微生物增殖三者去除的磷的比例分别为7%、45.07%和47.92%;但该污水处理厂化学除磷系统处于药剂过量投加状态,需要进行改进和优化。（2）金属盐投加量（Fe/P）是影响学除磷残余磷浓度的重要因素,Fe/P（mol/mol）与出水磷浓度呈非线性关系。单因素混凝试验结果表明当金属盐投加量（Fe/P）为1.753时,可使废水中残余磷浓度降至0.5mg/L以下,除磷效率可达98%。（3）pH值是影响化学除磷的重要因素。废水中残余磷浓度随着pH值的变化而变化,pH值为7.2时,化学除磷效率最高。（4）通过对水合三氧化二铁絮体（HFO）老化试验证明,HFO表面活性位点对磷酸盐的吸附作用是化学除磷的重要机制之一;HFO絮体老化会减少其表面吸附位点,导致总磷酸盐吸附量降低,当金属盐投量（Fe/P）不变时,废水中残余磷浓度升高。（5）化学强化除磷过程是由溶解、沉淀、絮体老化、吸附和共沉淀等多个步骤组成的缓慢动态过程;依据实验结果和反应过程动力学分析,建立了残余磷浓度与金属盐投加量（Fe/P）、pH值和水合氧化铁絮体老化时间之间的定量关系为:（?）（6）对金属盐投量经验公式在不同操作条件下进行了验证,理论计算值与实测残余磷浓度值的相对误差在1.76～37.68%之间。该经验公式可以作为铁盐投加量的预测工具,供实际应用参考。
滕非[6]（2020）在《化学除磷沉淀机理研究》文中进行了进一步梳理我国环境保护意识愈发强烈,随着我国污废水排放标准的提升,各个地区的污水处理厂都进行提标改造,许多污水处理厂总磷含量排放不达标,所以总磷的深度处理成为现阶段研究探索的一个重点。本文以化学除磷的理论研究做化学除磷的基础,通过对化学除磷溶液中各物质的研究,探讨出最适除磷药剂以及晶核对化学除磷过程中处理效果的影响。探究化学除磷的理论基础,对Fe2+、Fe3+、Al3+等几种除磷剂做探究,发现各物质存在衍生物的状态受酸碱度的影响,通过对反应溶液中的磷酸根浓度与p H浓度可求解各物质在溶液中所占浓度。利用总磷浓度和平衡常数进行推算,通过对比分析发现几种金属离子进行化学除磷的过程Fe3+处理效果最好,并且理想状态控制条件下,总磷和总铁浓度之间存在一定的线性关系。但是实际溶液反应过程中,磷酸铁沉淀受p H影响较大,过酸条件下导致产生的磷酸铁沉淀溶解,过碱导致磷酸铁沉淀向氢氧化铁沉淀转变。在形成磷酸铁沉淀时,存在前期的成核现象,即亚稳态溶液向稳态溶液转变的过程,这个过程形成前没有絮体沉淀产生,当粒径大小大于沉淀的临界半径时才开始出现絮体沉淀现象。改变不同水质条件,进行投加晶核与未投加晶核两组试管实验作对比,发现投加晶核组除磷效果要高于未投加组。并且改变实验状态,利用振荡器进行持续震荡反应,与试管实验相比,得到化学除磷效果提升了93.64%。在振荡器反应的状态下投加三种不同晶体类型钢渣、活性炭与活性污泥,发现处理效果钢渣>活性炭>活性污泥。
李晓溪[7]（2020）在《生化与物化耦合工艺污水深度处理效能试验研究》文中指出生物除磷机理复杂,除磷稳定性不高,磷超标的现象时有发生,不能保证出水磷浓度达到国家标准,而且生物法除磷与生物脱氮在污泥龄和有机底物之间存在矛盾。因此,在生物除磷的基础上,通过投加化学同步除磷药剂辅助生物除磷,将生物法与化学法有机结合,充分发挥两者各自在污水除磷方面的优势是十分必要的。本文采用活性污泥法对生活污水水质指标进行处理,通过投加FeCl3和PAC及不投加药剂SBR运行方式下系统水质和泥质的影响。此外,进行了投加FeCl3和PAC及不投加药剂的微生物多样性对比分析。据上述研究得出结果:投加FeCl3和PAC后对水质均为促进作用,但投加FeCl3要比投加PAC的出水水质要好。随着FeCl3的投加量增大,COD、TN、TP、NH4+-N最高去除率分别为92.4%、91.2%、92.5%、96.2%。投加PAC后COD、TN、TP、NH4+-N最高去除率分别为89%、87.4%、85.3%、94.9%,投加FeCl3后,比PAC对有机物的去除更好。投加两种混凝剂后,对污泥参数来讲,MLSS均上升、SVI均下降。但是投加FeCl3的MLSS和SVI增长或下降速度大于PAC,这说明FeCl3的絮凝作用大,使系统中无机物重量大于PAC,凝聚成团逐渐积累,从而使污泥密度更大,使FeCl3系统中微生物抱团沉降更快,更容易沉淀,吸附电中和作用大于PAC。投加FeCl3和PAC后,EPS中蛋白质与多糖含量增加。FeCl3中多糖含量38.8mg/g MLSS大于PAC中的32.7mg/g MLSS,蛋白质含量56.6 mg/g MLSS大于PAC中的50.9mg/g MLSS。投加药剂后,多糖含量逐渐增加但增长速度没有蛋白质快。从另一方面酶活性来看,投药后系统微生物活性高于未投药,但投加FeCl3的DHA含量55.2mg TF/h·L大于PAC的47.1mg TF/h·L。三者的细菌群落组成存在较大的差异性。其中投加FeCl3独有的OTUs占总数的19.77%,PAC独有的OTUs占总数的19.07%,均高于未投加药剂的13.69%。通过Chao指数、Shannon和Simpson指数看出投药后的中微生物的丰富度与多样性增大,投加FeCl3的细菌群落最丰富和多样。β-变形菌门菌属为最为优势的菌属,相对丰度为12.5%。
杨阳[8]（2020）在《基于MUCT-MBR工艺污水厂提标改造的研究》文中提出随着环保要求的不断提高,大部分污水处理厂已无法满足现有的出水标准,因此对污水处理厂的提标改造成为必然要求。现有污水处理厂中A2/O工艺占有较大比重,将其改造为MUCT-MBR工艺也相对简单,改造后可将原本执行的一级A排放标准提高到更高的出水标准。本论文通过对MUCT-MBR工艺进行小试试验,考察其达到污水厂提标改造要求的运行条件。试验以模拟生活污水为处理对象,采用MUCT-MBR工艺对其进行试验研究。主要研究内容有:（1）通过测定污泥的相关参数和进、出水水质指标,以及对污泥进行显微镜观察,判断反应器启动和调试期间系统的运行状况;（2）研究了不同运行条件下,MUCT-MBR工艺对污染物的处理效果;（3）研究了最适工况下强化化学除磷对MUCT-MBR工艺处理效果的影响;（4）研究了不同工况下膜组件的污染情况以及膜清洗对膜组件的作用;（5）通过高通量测序技术测定微生物的16S rRNA基因,考察厌氧池、缺氧池Ⅰ、缺氧池Ⅱ、好氧膜池中的微生物群落多样性。通过试验得到如下的研究成果:（1）第117 d为反应器的启动与调试期,污泥沉降性能较好。后期新生的菌胶团有良好的吸附和沉降性能,且镜检出了钟虫、轮虫、累枝虫等代表出水水质好的微生物。系统稳定后继续测定5天水质指标,COD、TN、TP、氨氮的平均去除率分别为90.75%、70.46%、20.46%、99.75%。（2）单因素试验结果表明MUCT-MBR工艺的最佳运行工况为:HRT为8 h,硝化液回流比为200%,此时COD、TN、TP、氨氮的去除率分别为92.46%、80.51%、54.14%、99.08%,出水浓度分别为14.57 mg/L、6.912 mg/L、1.82 mg/L、0.354 mg/L。（3）通过对比28%PAFC、阴离子1800万分子量PAM、28%PAC投加量对TP去除效果的试验结果显示:28%PAFC的投加量为120 mg/L,化学除磷的效果最佳。,强化化学除磷的试验结果显示:最适工况下采用同步化学除磷法投加PAFC几乎不影响系统对COD、TN、氨氮的去除效果,同时TP的平均去除率由54.14%增至95.90%,出水TP平均浓度由1.82 mg/L降至0.164 mg/L。（4）结合TMP和EPS分析不同工况下膜污染情况的结果表明:延长HRT和增大硝化液回流比都会导致膜污染加剧且混合液中EPS和蛋白质的含量增高。考察投加化学除磷剂PAFC前后系统的TMP和EPS的结果显示:PAFC的投加会加快膜污染速率。对三种不同状态的膜丝进行扫描电镜分析,从SEM图可以看出:化学清洗可以减少膜孔内颗粒污染物,进而有效减轻膜污染。（5）微生物群落多样性分析结果表明:污泥物种丰富度由大到小依次为:好氧膜池、缺氧池Ⅰ、缺氧池Ⅱ、厌氧池。4种环境中的污泥在门水平和属级水平上的种类和分布水平差异均较小,优势菌门都是包含了主要除磷功能的Proteobacteria（变形菌门）、Bacteroidetes（拟杆菌门）、Planctomycetes（浮霉菌门）这3种菌门。属级水平上,4种污泥中都含有典型的反硝化菌——β-变形菌门Thauera（陶厄菌属）,其在参与反硝化反应时将硝酸盐氮转化成氮气,进而达到脱氮效果。研究成果表明,MUCT-MBR工艺对模拟生活污水有良好的处理效果,处理出水能够达到《四川省岷江、沱江流域水污染物排放标准》,出水水质良好且稳定,为污水处理厂的提标改造提供了一定的理论依据。
马路遥[9]（2019）在《城市污水高排放标准三级AO-深度处理工艺研究》文中提出深圳市要求污水厂提标改造后出水污染物达到地表水准IV类标准,即除TN和SS外,其余指标达到地表水IV类。为此,污水厂迫切需要经济有效的工艺提标改造方案。三级AO工艺是一种高效的生物处理工艺,虽然已经在工程上应用,但其工艺潜力、运行稳定性及其调控策略等缺乏系统研究。本文以深圳市高排放标准城市污水处理为目标,系统研究三级AO工艺污染物处理性能,挖掘工艺潜力,研究筛选与之匹配的适宜深度处理单元,并验证了组合工艺的效能。通过小试实验,优化了三级AO工艺段的主要参数。结果表明,在进水水质:COD为250±30 mg/L、NH4+-N为40±5 mg/L、TN为46±5 mg/L、TP为3.5±0.5 mg/L时,三级AO工艺在HRT为12 h,进水配比为5:3:2,采用一段式硝化液回流且回流比为50%,污泥回流比为80%的条件下,最适工况下出水仅COD和NH4+-N可以稳定达标。为保证出水其他指标（TN、TP和SS）达标,增加了与三级AO工艺段相匹配的深度脱氮、除磷和除SS单元。采用深床滤池进行深度脱氮,外加甲醇作为碳源。调节进水C/N为3:1,设定HRT为0.3 h,出水满足TN≤10 mg/L的要求;采用化学除磷工艺进行深度除磷,通过实验比选了同步化学除磷和后置化学除磷两种除磷方式的运行效能。结果表明,同步化学除磷具有明显优势,即在三级AO工艺的好氧Ⅲ区投加20 mg/L的聚合氯化铝,可使二沉池出水TP≤0.3 mg/L;在三级AO及其深度脱氮除磷工艺之后增设滤布滤池,通量低于5 L/（m2·h）,可保证出水SS≤5 mg/L。在对上述三级AO工艺、同步化学除磷、深床滤池和滤布滤池四个单元分别优化的基础上,进行了工艺组合,考察了该组合工艺的特性。连续运行30 d期间,组合工艺运行稳定,出水浓度:COD为17.6±2.2 mg/L,TN为8.40±0.73 mg/L,NH4+-N为0.28±0.14 mg/L,TP为0.19±0.06 mg/L,SS为4±1 mg/L,满足深圳市污水高排放标准。
梁珊[10]（2019）在《A2/O-MBR工艺处理含磷废水的运行条件优化及膜污染控制研究》文中指出近年来,大量氮磷排入水体引起的水体富营养化,导致水华赤潮等水污染事件频发。为了控制污染,氮磷的排放标准越来越严格,以致大量城镇污水处理厂处理不达标,面临升级改造的问题。本研究以大连某会议中心内部废水处理站工艺改造为例,考察了A2/O-MBR工艺处理水质波动较大的低碳高磷生活废水的效果,并探究了外加碳源和化学除磷对系统脱氮除磷的强化作用,最后优化了出水间歇操作方式和膜清洗方法。得到的主要结果如下:（1）A2/O-MBR工艺直接处理低碳高磷生活废水,耐有机物冲击负荷,能使COD、氨氮和总氮的出水浓度符合《辽宁省污水综合排放标准》,但对磷的去除效果较差。（2）向A2/O-MBR工艺厌氧池外加淀粉作为碳源时,可提高系统对总氮和总磷的去除率,但总磷出水仍不能达标排放。进一步在MBR膜池投加聚合氯化铝通过化学除磷强化和稳定系统对总磷的去除效果,发现总磷的去除率可提高至97.8%,出水浓度稳定在0.030.41 mg/L,满足排放标准。（3）MBR膜出水间歇方式可影响跨膜压差的变化,跨膜压差的增长速率随自吸泵运行时间的增加而增加,随停止时间的增加而减小。膜的清洗方案为水力反冲15 min+500mg/L NaClO碱洗2 h+0.1%盐酸酸洗2 h时,对膜过滤阻力的清洗效率最高,可达95.3%。本研究通过优化A2/O-MBR工艺运行条件,向厌氧池和MBR膜池分别投加碳源和化学除磷剂,可显着提高系统对低碳高磷废水的处理效果,使出水稳定达标,同时优化操作条件和膜清洗方式,可使长期系统稳定运行,结果可为处理低碳高磷生活废水污水厂的升级改造提供参考。
二、化学除磷对沸石强化A/O工艺运行的影响（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、化学除磷对沸石强化A/O工艺运行的影响（论文提纲范文）
（1）A/O停留时间比对EBPR除磷影响及聚磷菌的衰减研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 磷污染及防治 |
| 1.2 污水除磷技术 |
| 1.2.1 化学除磷技术 |
| 1.2.2 生物除磷技术 |
| 1.3 EBPR研究进展 |
| 1.3.1 EBPR中的微生物 |
| 1.3.2 生物除磷工艺 |
| 1.4 影响生物除磷的因素 |
| 1.5 聚磷菌的衰减 |
| 1.6 研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 反应器及运行条件 |
| 2.1.1 SBR反应器装置及运行参数 |
| 2.1.2 衰减实验装置 |
| 2.1.3 活性测定装置 |
| 2.2 试验废水水质 |
| 2.3 分析项目及检测方法 |
| 2.3.1 常规指标监测方法 |
| 2.3.2 乙酸的测定 |
| 2.3.3 糖原的测定 |
| 2.3.4 PHB(聚β-羟基丁酸酯)的测定 |
| 2.3.5 微生物群落结构分析方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 SBR反应器的启动 |
| 3.1.1 出水水质 |
| 3.1.2 污泥浓度 |
| 3.1.3 SBR典型周期内历时变化 |
| 3.1.4 污泥活性 |
| 3.2 A/O比对EBPR的影响 |
| 3.2.1 出水水质 |
| 3.2.2 污泥浓度 |
| 3.2.3 不同A/O下SBR典型周期内历时变化 |
| 3.2.4 SBR反应器污泥活性 |
| 3.2.5 EBPR系统中磷的去向分析 |
| 3.2.6 胞外聚合物EPS分析 |
| 3.3 SBR反应器微生物相及种群结构 |
| 3.3.1 生物相 |
| 3.3.2 扫描电镜 |
| 3.3.3 种群结构 |
| 3.4 聚磷菌的衰减 |
| 3.4.1 厌氧衰减 |
| 3.4.2 好氧衰减 |
| 4.结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）两段A/O工艺对分子筛废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 分子筛合成废水的研究现状 |
| 1.1.1 分子筛合成废水的来源 |
| 1.1.2 分子筛合成废水的分类 |
| 1.1.3 分子筛合成废水的处理现状 |
| 1.2 生化法脱氮除磷机理及影响因素 |
| 1.2.1 生物脱氮机理 |
| 1.2.2 生物除磷机理 |
| 1.3 高盐高氨氮废水的生化处理现状 |
| 1.3.1 高盐度工业废水的生化法处理现状 |
| 1.3.2 高氨氮工业废水的生化法处理现状 |
| 1.4 多级A/O工艺的研究进展 |
| 1.5 研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究背景 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作方法 |
| 2.2 实验用水与污泥 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 分析与检测方法 |
| 3 化学沉淀与两级A/O组合工艺处理分子筛废水结果分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 反应器的启动与运行 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 物化预处理去除效果 |
| 3.3.2 生化处理COD去除效果 |
| 3.3.3 生化处理氨氮去除效果 |
| 3.3.4 生化处理总氮去除效果 |
| 3.3.5 生化处理总磷去除效果 |
| 3.3.6 两段A/O工艺出水深度处理小试结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 两级A/O工艺直接处理分子筛废水的结果及分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.3 两级A/O工艺对污染物的去除 |
| 4.3.1 COD的去除效果分析 |
| 4.3.2 氨氮的去除效果分析 |
| 4.3.3 TN的去除效果分析 |
| 4.3.4 TP的去除效果分析 |
| 4.4 生物处理系统污泥特性 |
| 4.4.1 污泥浓度变化情况 |
| 4.4.2 污泥沉降性分析 |
| 4.4.3 污泥脱水性分析 |
| 4.5 生物处理系统pH变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（3）沸石/富铁填料曝气生物滤池脱氮除磷机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国水环境现状及水污染治理概况 |
| 1.1.1 我国水资源状况 |
| 1.1.2 我国水环境现状 |
| 1.1.3 水污染治理以及污水深度处理概况 |
| 1.2 曝气生物滤池技术概述 |
| 1.2.1 曝气生物滤池工作原理 |
| 1.2.2 曝气生物滤池工艺优点及存在的问题 |
| 1.2.3 曝气生物滤池工艺研究现状 |
| 1.3 沸石在曝气生物滤池中的应用 |
| 1.3.1 沸石及其结构特征和理化特性 |
| 1.3.2 沸石在曝气生物滤池中的研究及应用 |
| 1.3.3 沸石填料氨吸附能力的再生 |
| 1.4 富铁填料在水处理中的应用 |
| 1.4.1 富铁填料的特性 |
| 1.4.2 富铁填料的应用 |
| 2 试验概况 |
| 2.1 课题研究的目的意义及内容 |
| 2.1.1 课题研究目的及意义 |
| 2.1.2 课题研究内容 |
| 2.1.3 研究技术路线 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验用水及接种污泥 |
| 2.2.2 试验工艺流程 |
| 2.2.3 试验装置 |
| 2.2.4 填料选择 |
| 2.3 试验分析指标与方法 |
| 2.3.1 水质分析指标及方法 |
| 2.3.2 水质校准曲线 |
| 2.3.3 沸石中元素含量变化分析 |
| 3 富铁填料混杂对沸石BAF处理效果的影响研究 |
| 3.1 不同沸石和富铁填料配比对BAF污染物去除效果的影响 |
| 3.1.1 不同填料配比对BAF反应器的COD去除效果影响 |
| 3.1.2 不同填料配比对BAF反应器的NH_4~+-N去除效果影响 |
| 3.1.3 不同填料配比对BAF反应器中的NO_3~--N/NO_2~--N浓度的影响 |
| 3.1.4 不同填料配比对BAF反应器的TN去除效果影响 |
| 3.1.5 不同填料配比对BAF反应器的TP去除效果影响 |
| 3.1.6 不同填料配比对BAF反应器的SS去除效果影响 |
| 3.2 本章小结 |
| 4 曝气生物滤池中沸石除氨能力的生物再生研究 |
| 4.1 试验技术路线 |
| 4.2 进水氨氮浓度变化对沸石BAF中氮污染物浓度的影响 |
| 4.2.1 反应器D中氮污染物浓度的变化 |
| 4.2.2 反应器D中氮平衡计算 |
| 4.2.3 反应器A中氮污染物浓度的变化 |
| 4.2.4 反应器A中氮平衡计算 |
| 4.3 有无生物膜对沸石BAF中氮污染物浓度的影响 |
| 4.3.1 反应器B中氮污染物浓度的变化 |
| 4.3.2 反应器B中氮平衡计算 |
| 4.4 离子交换作用对沸石BAF中氮污染物浓度的影响 |
| 4.4.1 反应器C中氮污染物浓度的变化 |
| 4.4.2 反应器C中氮平衡计算 |
| 4.5 进水氨氮浓度降低时氮平衡对比分析 |
| 4.6 沸石再生前后元素含量变化分析 |
| 4.7 投加阳离子对沸石BAF中氮污染物浓度的影响 |
| 4.7.1 投加阳离子后反应器A中氮污染物浓度的变化 |
| 4.7.2 投加阳离子后反应器A中氮平衡计算 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 沸石对铁离子除磷的影响研究 |
| 5.1 试验技术路线 |
| 5.2 沸石对控制BAF出水TFe浓度的影响 |
| 5.3 沸石离子交换作用对化学除磷的影响 |
| 5.3.1 试验组反应器中磷污染物浓度的变化及物料平衡计算 |
| 5.3.2 对照组反应器中磷污染物浓度的变化及物料平衡计算 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论及建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）铁循环再负载在农村生活污水中磷去除效果研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 常用污水除磷技术及其处理效果 |
| 1.2.1 生物除磷 |
| 1.2.2 化学除磷 |
| 1.2.3 人工湿地除磷 |
| 1.2.4 吸附除磷 |
| 1.3 吸附除磷材料研究进展 |
| 1.3.1 金属氧化物类 |
| 1.3.2 固体废弃物和黏土矿物类 |
| 1.3.3 改性吸附除磷材料研究 |
| 1.4 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 吸磷材料遴选试验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 吸磷材料遴选试验 |
| 2.2.3 等温吸附试验 |
| 2.2.4 吸附动力学试验 |
| 2.2.5 测定方法 |
| 2.3 结果分析与讨论 |
| 2.3.1 吸磷材料遴选 |
| 2.3.2 改性蛭石等温吸附特征 |
| 2.3.3 改性蛭石吸附动力学特征 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 除磷工艺铁负载能力研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与装置 |
| 3.2.2 材料铁循环负载 |
| 3.2.3 铁负载能力单因素试验 |
| 3.2.4 铁负载能力响应曲面试验 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 铁循环负载效果 |
| 3.3.2 铁负载能力单因素优化 |
| 3.3.3 铁负载能力响应曲面优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 除磷工艺运行参数及运行方式研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 除磷工艺运行过程 |
| 4.2.2 动态吸附除磷试验 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 进水浓度对动态吸附除磷的影响 |
| 4.3.2 进水流速对动态吸附除磷的影响 |
| 4.3.3 铁再负载对动态吸附除磷的影响 |
| 4.3.4 穿透曲线Thomas模型拟合结果 |
| 4.3.5 除磷工艺适宜运行参数 |
| 4.3.6 除磷工艺合理运行方式 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 实际生活污水处理效果及除磷机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 运行方法 |
| 5.2.3 测定方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 总磷去除效果 |
| 5.3.2 不同磷形态去除效果 |
| 5.3.3 吸磷材料表征分析 |
| 5.3.4 吸磷材料除磷机理 |
| 5.3.5 除磷饱和材料再利用分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（5）城市污水处理厂化学强化除磷投药量（Fe/P）与残余磷浓度的关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 化学除磷的原理 |
| 1.2.1 化学沉淀除磷原理 |
| 1.2.2 混凝沉淀除磷原理 |
| 1.3 化学除磷的工艺与运行 |
| 1.3.1 化学除磷工艺 |
| 1.3.2 化学除磷工艺的药剂选择 |
| 1.3.3 化学除磷工艺的药剂投加系数 |
| 1.3.4 pH值对化学除磷工艺运行的影响 |
| 1.4 化学除磷的国内外应用与研究现状 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试验水质 |
| 2.2 实验药剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 污泥释磷吸磷活性测定 |
| 2.3.2 处理系统中磷的组分与占比测定 |
| 2.3.3 污水处理厂除磷药剂投加量测定 |
| 2.3.4 化学除磷金属盐投量与残余磷浓度关系研究 |
| 2.4 测定项目及分析方法 |
| 2.4.1 常规指标 |
| 2.4.2 荧光原位分析 |
| 2.4.3 挥发性脂肪酸(VFA) |
| 2.4.4 动力学参数 |
| 3.西安市第四污水处理厂化学强化除磷效果及分析 |
| 3.1 西安市第四污水处理厂处理规模及工艺 |
| 3.2 投药量及除磷效果 |
| 3.2.1 除磷效果及性能 |
| 3.2.2 除磷药剂组分及投药量分析 |
| 3.3 污水处理厂磷的去除去向 |
| 3.4 小结 |
| 4.投药量(Fe/P)与残余磷浓度的关系研究 |
| 4.1 金属盐投药量(Fe/P) |
| 4.1.1 化学平衡过程 |
| 4.1.2 沉淀区域 |
| 4.2 pH值影响 |
| 4.2.1 不同pH值下金属磷酸盐沉淀的组成 |
| 4.2.2 pH值对残余磷浓度的影响 |
| 4.3 絮体老化时间影响 |
| 4.4 金属盐投药量公式的研究 |
| 4.4.1 投药量公式的构建 |
| 4.4.2 投药量公式的验证 |
| 4.4.3 投药量公式的优化 |
| 4.5 小结 |
| 5.结论和建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（6）化学除磷沉淀机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中含磷的原因以及含磷废水对环境的危害 |
| 1.3 含磷废水中磷的存在形态及处理技术 |
| 1.3.1 含磷废水中磷的存在 |
| 1.3.2 含磷废水的处理技术 |
| 1.3.3 除磷试剂的种类 |
| 1.4 研究内容及意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 化学除磷法处理理论基础 |
| 2.1 Fe_3(PO_4)_2(s)沉淀法去除污水中PO_4~(3-)的沉淀平衡基础 |
| 2.1.1 水中与Fe_3(PO_4)_2(s)沉淀物相关的物种 |
| 2.1.2 Fe(OH)_2(S)、Fe_3(PO_4)_2(s)的溶解平衡及配位体竞争效应 |
| 2.1.3 Fe_3(PO_4)_2(s)沉淀除磷对溶解性TP的控制 |
| 2.2 Fe PO_4(S)沉淀法去除污水中PO_4~(3-)的沉淀平衡基础 |
| 2.2.1 水中与FePO_4(S)沉淀物相关的物种 |
| 2.2.2 Fe(OH)_3(S)、Fe PO_4(S)的溶解平衡及配位体竞争效应 |
| 2.2.3 Fe PO_4(S)沉淀除磷对溶解度TP的控制 |
| 2.3 Al PO_4(S)沉淀法去除污水中PO_4~(3-)的沉淀平衡理论基础 |
| 2.3.1 水中与AlPO_4(S)沉淀物相关的物种 |
| 2.3.2 Al(OH)_3(S)、Al PO_4(S)的溶解平衡及配位体竞争效应 |
| 2.3.3 Al PO_4(S)沉淀除磷对溶解度TP的控制 |
| 2.4 三价铁对磷酸盐沉淀的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 实验材料和方法 |
| 3.1 实验药品 |
| 3.2 实验水质及仪器 |
| 3.3 分析方法 |
| 第四章 三氯化铁的除磷效果研究 |
| 4.1 不同磷酸盐溶液除磷分析(FePO_4沉淀实验) |
| 4.2 晶核的形成对沉淀的影响 |
| 4.3 相同水质不同条件下处理效果的影响 |
| 4.4 不同水质对三氯化铁沉淀的影响 |
| 4.5 改变运行状态,利用不同晶核投加进行实验对比 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 单因素方差分析 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的学术成果 |
| 致谢 |
（7）生化与物化耦合工艺污水深度处理效能试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 污水去除技术概括 |
| 1.2.2 生物法处理污水 |
| 1.2.3 化学混凝法处理污水 |
| 1.2.4 生化物化耦合法除污 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 2 试验材料、装置与分析方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验用水及污泥来源 |
| 2.3 运行方式 |
| 2.4 试验仪器与药品 |
| 2.5 试验方法 |
| 2.6 分析测试项目与方法 |
| 2.7 脱氢酶活性(DHA) |
| 2.8 胞外聚合物(EPS) |
| 3 FeCl_3对SBR系统效能影响分析 |
| 3.1 对TP的去除效果分析 |
| 3.2 对COD的去除效果分析 |
| 3.3 对NH_3-N的去除效果分析 |
| 3.4 对TN的去除效果分析 |
| 3.5 投加FeCl_3对活性污泥系统的影响 |
| 3.5.1 对活性污泥的形态分析 |
| 3.5.2 对活性污泥性质参数的分析 |
| 3.5.3 对EPS的分析 |
| 3.5.4 对DHA的分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 PAC对 SBR系统效能影响分析 |
| 4.1 对TP的去除效果分析 |
| 4.2 对COD的去除效果分析 |
| 4.3 对NH_3-N的去除效果分析 |
| 4.4 对TN的去除效果分析 |
| 4.5 投加PAC对活性污泥系统的影响 |
| 4.5.1 对活性污泥的形态分析 |
| 4.5.2 对活性污泥性质参数的分析 |
| 4.5.3 对EPS的分析 |
| 4.5.4 对DHA的分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 活性污泥系统内微生物多样性分析 |
| 5.1 门(phylum)水平群落结构组分对比分析 |
| 5.2 纲(class)水平群落结构组分对比分析 |
| 5.3 科(family)水平群落结构组分对比分析 |
| 5.4 属(genus)水平群落结构组分对比分析 |
| 5.5 细菌群落多样性差异 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（8）基于MUCT-MBR工艺污水厂提标改造的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国污水处理现状 |
| 1.1.2 政策环境 |
| 1.2 污水厂提标改造概况 |
| 1.2.1 排放标准解读 |
| 1.2.2 提标改造主要技术 |
| 1.3 UCT与 MUCT工艺概况 |
| 1.3.1 UCT工艺 |
| 1.3.2 MUCT工艺 |
| 1.4 MBR工艺概况 |
| 1.4.1 研究现状 |
| 1.4.2 EPS与膜污染 |
| 1.5 MUCT-MBR工艺研究现状 |
| 1.6 脱氮除磷概况 |
| 1.6.1 生物脱氮机理 |
| 1.6.2 生物除磷机理 |
| 1.6.3 化学除磷机理 |
| 1.7 研究目的与意义 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.8.1 反应器的启动与调试 |
| 1.8.2 MUCT-MBR工艺的优化运行 |
| 1.8.3 化学除磷对处理效果的影响研究 |
| 1.8.4 膜污染及其清洗 |
| 1.8.5 微生物群落多样性分析 |
| 1.9 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验原料 |
| 2.2 试验试剂与设备 |
| 2.2.1 试验试剂 |
| 2.2.2 试验设备 |
| 2.3 试验装置 |
| 2.3.1 工艺流程图 |
| 2.3.2 试验装置 |
| 2.3.3 膜组件 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 活性污泥的培养与驯化 |
| 2.4.2 HRT对 MUCT-MBR运行效能的影响 |
| 2.4.3 硝化液回流比对MUCT-MBR运行效能的影响 |
| 2.4.4 化学除磷 |
| 2.4.5 膜污染及其清洗 |
| 2.5 测定方法 |
| 2.5.1 水质参数 |
| 2.5.2 其他参数 |
| 2.5.3 胞外聚合物的测定 |
| 2.5.4 扫描电镜分析 |
| 2.5.5 微生物群落多样性分析 |
| 3 反应器的启动与调试 |
| 3.1 活性污泥的培养与驯化 |
| 3.1.1 活性污泥特性 |
| 3.1.2 生物相诊断 |
| 3.2 有机物的去除状况 |
| 3.2.1 COD的去除状况 |
| 3.2.2 TN的去除状况 |
| 3.2.3 TP的去除状况 |
| 3.2.4 氨氮的去除状况 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 MUCT-MBR工艺的条件优化 |
| 4.1 不同HRT对有机物的去除状况 |
| 4.1.1 COD的去除状况 |
| 4.1.2 TN的去除状况 |
| 4.1.3 TP的去除状况 |
| 4.1.4 氨氮的去除状况 |
| 4.2 不同硝化液回流比对有机物的去除状况 |
| 4.2.1 COD的去除状况 |
| 4.2.2 TN的去除状况 |
| 4.2.3 TP的去除状况 |
| 4.2.4 氨氮的去除状况 |
| 4.3 污泥膨胀 |
| 4.3.1 生物相诊断 |
| 4.3.2 产生原因 |
| 4.3.3 解决措施 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 化学除磷 |
| 5.1 化学除磷剂 |
| 5.1.1 投加位置 |
| 5.1.2 药剂选择 |
| 5.2 化学除磷对有机物的去除状况 |
| 5.2.1 TP的去除状况 |
| 5.2.2 COD的去除状况 |
| 5.2.3 TN的去除状况 |
| 5.2.4 氨氮的去除状况 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 膜污染及其清洗 |
| 6.1 不同工况膜污染情况 |
| 6.1.1 HRT对膜污染的影响 |
| 6.1.2 硝化液回流比对膜污染的影响 |
| 6.1.3 化学除磷对膜污染的影响 |
| 6.2 扫描电镜分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 微生物群落分析 |
| 7.1 工作流程 |
| 7.2 生物信息分析 |
| 7.2.1 原始序列数据 |
| 7.2.2 测序数据质量评估 |
| 7.2.3 OTU聚类 |
| 7.2.4 Alpha多样性分析 |
| 7.2.5 群落组成分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及科研成果 |
| 致谢 |
（9）城市污水高排放标准三级AO-深度处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 三级AO工艺的研究进展 |
| 1.2.1 工艺原理 |
| 1.2.2 研究进展 |
| 1.3 深度处理工艺研究进展 |
| 1.3.1 深度脱氮工艺 |
| 1.3.2 深度除磷工艺 |
| 1.3.3 深度过滤工艺 |
| 1.4 研究目的与研究内容 |
| 1.4.1 目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验污水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验装置与实验方案 |
| 2.2.1 三级AO实验装置及方案 |
| 2.2.2 强化除磷实验方案 |
| 2.2.3 深床滤池实验装置 |
| 2.2.4 滤布滤池实验装置 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 常规指标检测方法 |
| 2.3.2 其他检测方法 |
| 第3章 三级AO工艺效能优化研究 |
| 3.1 HRT对三级AO工艺影响 |
| 3.1.1 对COD去除效果影响 |
| 3.1.2 对NH_4~+-N去除效果影响 |
| 3.1.3 对TN去除效果影响 |
| 3.1.4 对TP去除效果影响 |
| 3.2 进水配比对三级AO工艺影响 |
| 3.2.1 对COD去除效果影响 |
| 3.2.2 对NH_4~+-N去除效果影响 |
| 3.2.3 对TN去除效果影响 |
| 3.2.4 对TP去除效果影响 |
| 3.3 硝化液回流比对三级AO工艺影响 |
| 3.3.1 对COD去除效果影响 |
| 3.3.2 对NH_4~+-N去除效果影响 |
| 3.3.3 对TN去除效果影响 |
| 3.3.4 对TP去除效果影响 |
| 3.4 污泥回流比对三级AO工艺影响 |
| 3.4.1 对COD去除效果影响 |
| 3.4.2 对NH_4~+-N去除效果影响 |
| 3.4.3 对TN去除效果影响 |
| 3.4.4 对TP去除效果影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 深度处理单元研究 |
| 4.1 深床滤池工艺运行优化研究 |
| 4.1.1 进水C/N对深床滤池脱氮的影响 |
| 4.1.2 HRT对污染物去除的影响 |
| 4.2 强化化学除磷研究 |
| 4.2.1 同步化学除磷 |
| 4.2.2 后置化学除磷 |
| 4.2.3 强化除磷方式的确定 |
| 4.3 滤布滤池对污染物去除效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 组合工艺连续运行效能研究 |
| 5.1 组合工艺的构建 |
| 5.2 污染物去除效果 |
| 5.2.1 对COD的去除效果 |
| 5.2.2 对氮的去除效果 |
| 5.2.3 对TP和SS的去除效果 |
| 5.3 三级AO单元pH、DO和ORP沿程变化 |
| 5.4 污泥性质变化规律 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）A2/O-MBR工艺处理含磷废水的运行条件优化及膜污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 MBR工艺简介 |
| 1.1.1 MBR工艺主要特点 |
| 1.1.2 MBR工艺优势 |
| 1.1.3 MBR工艺生化系统参数设计 |
| 1.1.4 MBR工艺生化系统布局设计 |
| 1.1.5 MBR工艺生化系统设备设计 |
| 1.2 MBR工艺膜污染 |
| 1.2.1 形成机理 |
| 1.2.2 主要影响因素 |
| 1.2.3 MBR膜污染控制的关键方法 |
| 1.3 污水脱氮除磷技术概述 |
| 1.3.1 生物脱氮过程 |
| 1.3.2 生物除磷过程 |
| 1.3.3 碳氮比和碳磷比对污染物去除的影响 |
| 1.3.4 化学除磷技术 |
| 1.4 本研究的目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验方案和检测分析方法 |
| 2.1 实验方案 |
| 2.2 测试和分析项目 |
| 2.2.1 实验器材 |
| 2.2.2 实验药品 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 计算方法 |
| 3 A~2/O-MBR工艺改造及运行条件优化 |
| 3.1 污水站处理污水效果现状 |
| 3.2 A~2/O-MBR工艺改造方案 |
| 3.2.1 A~2/O-MBR工艺流程简述 |
| 3.2.2 自控及仪表 |
| 3.3 A~2/O-MBR工艺处理效果 |
| 3.4 外加碳源强化A~2/O-MBR工艺处理效果 |
| 3.5 化学除磷强化A~2/O-MBR工艺处理效果 |
| 3.6 新旧工艺处理效果对比 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 A~2/O-MBR工艺膜污染控制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 间歇模式对膜污染的影响 |
| 4.3 不同清洗方案和清洗效果对比 |
| 4.4 稳定性评价 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、化学除磷对沸石强化A/O工艺运行的影响（论文参考文献）
- [1]A/O停留时间比对EBPR除磷影响及聚磷菌的衰减研究[D]. 李叶. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]两段A/O工艺对分子筛废水的处理研究[D]. 任丹. 东华大学, 2021(01)
- [3]沸石/富铁填料曝气生物滤池脱氮除磷机理研究[D]. 卫明明. 兰州交通大学, 2021(02)
- [4]铁循环再负载在农村生活污水中磷去除效果研究[D]. 楼显盛. 浙江大学, 2021(09)
- [5]城市污水处理厂化学强化除磷投药量（Fe/P）与残余磷浓度的关系研究[D]. 刘洋. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [6]化学除磷沉淀机理研究[D]. 滕非. 河北建筑工程学院, 2020(02)
- [7]生化与物化耦合工艺污水深度处理效能试验研究[D]. 李晓溪. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [8]基于MUCT-MBR工艺污水厂提标改造的研究[D]. 杨阳. 西华大学, 2020(01)
- [9]城市污水高排放标准三级AO-深度处理工艺研究[D]. 马路遥. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [10]A2/O-MBR工艺处理含磷废水的运行条件优化及膜污染控制研究[D]. 梁珊. 大连理工大学, 2019(08)