一、微电解反应器特性及应用研究（论文文献综述）
徐向枝[1]（2021）在《臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究》文中研究表明纺织印染行业一方面获得了可观的经济收益,但同时也产生了成吨的污染废水。单纯的生物方法已经无法满足废水的处理要求,同时资金投入比较高昂。通过对微电解填料与臭氧联合应用,创造性的结合形成了臭氧/微电解处理工艺,更加高效的将内部电解的优点以及与臭氧协同作用发挥出来。为了使印染废水达到标准排放,我们研究了不同臭氧/微电解的耦合方式对染料废水的处理效率,和反应体系中的化学反应原理,探究和优化了两个主要工艺参数。首先,通过实验结果对三种臭氧与微电解方式进行比较分析,我们发现OIE工艺的处理效率远远比O3+IE和IE+O3高,不仅运行成本较低,同时反应速率快;当三种工艺的处理效果一致时,OIE工艺的运行时间比O3+IE和IE+O3工艺少了一倍。另外,OIE工艺能够将合理的控制废水中生成的苯胺浓度,保持低生物毒性水平,同时实现活性偶氮染料废水的清洁环保性。当利用OIE工艺对活性偶氮染料活性模拟废水进行处理时,进水溶液的COD浓度为150 mg/L,反应一小时就取得良好的处理效果,溶液的色度降至30倍左右,COD的处理效率达到60%。其次,OIE反应体系是由臭氧和零价铁组成的耦合复杂系统。其作用机理包括臭氧氧化,铁碳微电解和铁的催化。该反应体系不仅能够产生更多的自由基,同时具有较强的氧化能力。其中,染料的脱色主要是臭氧的氧化作用,在反应体系中各种功能的相互促进大大提高了有机物的去除率。最后,对OIE工艺操作参数的优化研究表明,OIE工艺处理活性偶氮染料废水的最佳参数为:COD初始浓度小于150 mg/L,pH的范围在6-9之间。综上所述,首先,OIE工艺可以有效去除废水中的色度和有机物,处理活性偶氮染料废水的一种优良高级处理工艺;其次,新型填充材料的使用,极大的缓解了材料的板结问题,臭氧与微电解的耦合也极大地降低了微电解填料的消耗速率。实际印染废水的处理效率表明该工艺具有很强的推广应用价值。
赵振东[2]（2021）在《跌水曝气微氧升流式氧化沟设计与性能及其菌群结构、代谢规律研究》文中认为生活污水处理一直存在着成本高、效果差、异味重、剩余污泥产量大等问题,导致财政负担过重,引发二次环境污染,设施周围居民意见大,甚至出现设备闲置现象,这是长期以来我国水环境治理面临的难题。此外,将生活污水作为重要的非传统水资源,利用先进技术实现中水回用。既能有效降低排污总量,又能保护地下水资源过度开采,这对我国具有重要的战略意义。因此开发低成本、高标准的水处理新技术工艺仍是目前亟待解决的难题。微氧生物法能够克服厌氧技术出水水质差,好氧工艺能耗高、剩余污泥产量大等弊端。但技术本身还存在诸多不足,如系统复杂、控制难度大、机械曝气效果不稳定、无法除磷、出水质量有待提高。为有效解决这些问题,本文摒弃传统机械曝气,引入重力流的跌水曝气方式,耦合铁碳（Fe-C）微电解化学除磷,设计了微氧升流式氧化沟反应器（Microaerobic Up-Flow Oxidation Ditch,MUOD）,并系统性研究了工艺特性。此外,微生物菌群、胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）物化性质、代谢规律与进水水质、工况特性等密切相关。因此掌握它们的变化规律和特征,有利于深入理解除污机制,为实际应用奠定理论和技术基础。主要研究结论如下:（1）设计了低能耗、高效率的跌水曝气-MUOD耦合Fe-C微电解反应器,实现了生活污水深度处理（地表水Ⅳ级标准）。溶解氧（Dissolved Oxygen,DO）是系统控制关键,最佳工作参数是上升流速率（3.5 m/h）、跌水高度（10 cm）、回流比（2:1）、反应器串联级数（3级）和铁屑添加量（≥2 g/L）。在进水化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD）浓度为131.52±10.50 mg/L、氨氮（Ammonia Nitrogen,NH4+-N）浓度为20.01±1.22 mg/L、总氮（Total Nitrogen,TN）浓度为21.98±1.25 mg/L和总磷（Total Phosphorus,TP）浓度为2.59±0.25mg/L条件下,COD、NH4+-N、TN和TP的去除率分别为84.48±2.05%、99.90±0.09%、93.67±0.59%和88.52±1.50%;出水COD、NH4+-N、TN和TP浓度分别为20.30±2.32、0.02±0.02、1.39±0.09和0.29±0.03 mg/L。此外,反应器DO浓度在时空水平上呈梯度分布,有利于短程硝化。（2）比较了种泥与MUOD反应器活性污泥EPS物化性质,MUOD反应器各室EPS中蛋白质、多糖含量接近,高于种泥;而蛋白质与多糖比值小于种泥。三维荧光光谱（Three-Dimensional Excitation Emission Matrix Fluorescence Spectroscopy,3D-EEM）表明:长期微氧环境改变了EPS关键组分。溶胞释放出更多的可生化物质,提高了MUOD反应器性能。傅立叶变换红外吸收光谱（Fourier Transform Infrared Spectrometry,FTIR）表明:两类样本谱图相似,但二者独有的吸收峰可能与碳水化合物在生物法水处理系统中扮演的重要角色有关。基质辅助激光解吸电离飞行时间质谱（Matrix-Assisted Laser Desorption/Ionization Time of Flight Mass Spectrometry,MALDI-TOF-MS）表明:样本分子量集中于27万-29万,MUOD反应器各室EPS相似,与种泥差异明显,除含量变化外,还出现了新组分。此外,构建的在线柱切换-离子色谱/质谱（Ion Chromatography-Mass Spectrometry,IC-MS）方法解析了EPS多糖水解单糖构成,不同工艺差异显着,多糖在水处理中扮演重要角色。（3）高通量测序结果证实MUOD反应器微生物多样性更丰富,包括氨氧化细菌（Ammonium-Oxidizing Bacteria,AOB）、亚硝酸盐氧化菌（Nitrite-Oxidizing Bacteria,NOB）、厌氧氨氧化菌（Anaerobic Ammonium-Oxidizing Bacteria,An AOB）、自养/异养反硝化菌、聚糖菌（Glycogen-Accumulating Organisms,GAOs）、反硝化聚磷菌（Denitrifying Polyphosphate-Accumulating Organisms,DPAOs）、厌氧发酵菌等一系列好氧菌、厌氧菌和兼性菌。推测氮因子去除以短程硝化-反硝化为主,并协同多种途径。同时,丝状菌丰度增高,有利于污泥微膨胀,提高了污染因子消除能力。（4）宏基因组测序结果进一步证实了MUOD反应器细菌群落变化特征,并在基因水平上分析了代谢机制。基于京都基因与基因组百科全书（Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes,KEGG）数据库结果表明:MUOD反应器功能基因更丰富;在纲水平上,参与碳氮元素代谢菌群发生了变化,提升了污染物去除能力。基于直系同源蛋白分组比对（Evolutionary Genealogy of Genes:Non-supervised Orthologous Groups,egg NOG）数据库结果表明:MUOD反应器Replication,recombination and repair和Cell wall/membrane/envelope biogenesis功能基因下降;而Energy production and conversion、与代谢功能相关基因、Signal transduction mechanisms、Transcription、Posttranslational modification,protein turnover,chaperones、Cell cycle control,cell division,chromosome partitioning和Signal transduction mechanisms功能基因上调。这种变化有利于微生物抵御不利生境条件,提高细胞活力与污水处理效果。（5）基于超高效液相色谱-质谱（Ultra Performance Liquid Chromatography-Mass Spectrometry,UPLC-MS）技术,进行了种泥和MUOD反应器微生物内源性代谢物的组学分析,发现两样本存在明显差异。在MUOD工艺中Choline、Sucrose、Pyrrolidonecarboxylic acid、Lyso PE（16:1（9Z）/0:0）、Lyso PC（18:1（9Z））、Trimethylamine N-oxide、L-Carnitine、6-Deoxyfagomine、1-（4-chlorophenoxy）-1-imidazol-1-yl-3,3-dimethylbutan-2-one出现明显上调;而胺类物质和核甘酸出现下调。这种变化是微生物应对不利生境,其菌落结构及其代谢途径发生变化所致,与基因水平代谢结论一致。上述工作表明MUOD反应器具有简单、经济、高效等特点,可用于解决现有技术的不足,其理论与实用价值突出。
汪桐[3]（2020）在《微电解及NTP净化垃圾渗析废水的研究》文中提出垃圾渗析废水组分复杂,化学需氧量和生化需氧量较高,较难自然降解,因此需要净化处理。本文开展了铁碳微电解法处理垃圾渗析废水的研究,研究了铁屑量、铁碳质量比、p H值、反应时间、H2O2协同、PAC协同对COD去除率的影响;研究了单一低温等离子体的放电时间、放电电压、放电间距对垃圾渗析废水COD去除率的影响;分析了微电解复合低温等离子体对垃圾渗析废水净化实验数据。研究结果表明:铁碳微电解可有效去除垃圾渗析废水中的COD,其中:铁屑存在最佳用量,当小于最佳量随铁屑量加大COD去除率增加,当大于最佳用量时随铁屑量加大COD去除率降低。铁碳质量比小于或大于最佳时增加活性炭用量COD去除率下降,因为较多活性炭用量将影响溶液中原电池分布密度。p H值对COD去除率也存在最佳值,当p H值较低时易产生大量气泡,加速铁消耗,当p H值较高降低了铁离子浓度。延长反应时间COD去除率增大,添加双氧水可提高COD去除率,随PAC投加量COD去除率增加先增大再降低,因为PAC用量过多或过少都将影响胶体表面的电荷量,降低絮凝效果。本实验最佳值为铁屑加入量10g、铁碳质量比3:1、p H=3,反应时间30min,双氧水用量3ml,PAC用量约为0.4g,COD最高去除率为84.7%。单一低温等离子体降解垃圾渗析水中COD研究表明,COD去除率随放电时间和放电电压增加而增大。提高放电电压将有利于增加等离子密度,提高反应速率。当放电间距小于最佳值时随放电间距增加COD去除率增加较快,当大于最佳值后随间距增加放电效率降低,本实验最佳放电间距8mm。微电解铁碳填料复合低温等离子体对COD去除率优于任何单一过程,反应前期COD去除以微电解为主导,铁碳填料的吸附速率快于低温等离子体反应降解速率;反应后期COD去除以低温等离子体反应为主,因铁碳材料吸附平衡,铁碳微电池的电动势小于外加的低温等离子体电能。通过响应面分析研究了三因素三水平及其组合交互作用对垃圾渗析废水COD去除率的影响规律,获得了影响因素放电时间（A）、放电电压（B）、放电间距（C）对响应值（COD去除率）的二次多项式回归方程;COD去除率=33.20+11.52A+4.15B+3.76C+0.29AB+0.12AC-0.2BC-2.42A2-0.32B2-0.98C2三因素与垃圾渗析废水COD去除率均为正相关,其中,放电时间对COD去除率影响最大,其次为放电电压,再次为放电间距,三因素之间交互作用不明显。本研究结果可为垃圾渗析废水处理的工业化应用提供理论依据。图17表17参83
李秋霖[4]（2020）在《铁炭微电解耦合生物反硝化脱氮机制及应用研究》文中指出氮素污染已成为全球性污染问题,有机碳源不足是制约低碳氮比（C/N）污水脱氮的关键要素。电化学法与生物法组合脱氮已成为低C/N污水处理领域的热点,但对其脱氮机制的研究还有待进一步完善。应用零价铁（Fe0）与铁炭微电解体系处理低C/N污水,探究其还原性能及机制。通过构建铁炭微电解耦合生物反硝化（MEBD）脱氮体系,用于处理低C/N污水,采用单因素控制变量法探究铁炭基质（Fe-C）投加量、反硝化菌群（DB）投加量及初始pH对MEBD去除硝酸盐的影响,并通过响应面法（RSM）优化了MEBD脱氮条件。通过高通量测序（HTS）探究MEBD脱氮前后微生物群落结构分布情况,研究铁炭基质对微生物群落结构的影响,并结合污染物去除动力学探讨MEBD去除污染物的协同作用机制。主要研究内容与结果如下:（1）铁炭微电解处理低C/N污水性能研究。在pH为4～7的范围内探究了零价铁和铁炭微电解还原硝酸盐（NO3--N）的性能,并探讨pH与Fe0/AC对铁炭微电解体系去除硝酸盐的影响。酸性条件下（pH=4）,微电解体系还原硝酸盐的效率明显优于零价铁体系,活性炭对硝酸盐的吸附效应较弱,微电解体系对NO3--N的去除率可达88.86%。中性条件下,零价铁还原NO3--N的效率仅为6.84%,铁炭微电解体系对NO3--N的去除率维持在50%左右。当Fe0/AC为3:1时,微电解体系对硝酸盐的还原效果最好。（2）单因素试验考察Fe-C投加量（m/v）、DB投加量（v/v）及pH对MEBD脱氮的影响。随着Fe-C投加量或pH的增加,MEBD对NO3--N的去除率呈先升后降的趋势;Fe-C投加量、pH分别为10%和7时,MEBD体系中NO3--N去除率最高,说明中性和适宜的Fe-C投加量条件下MEBD脱氮效果最佳。MEBD脱氮效果随DB投加量的增加持续上升,DB投加量超过5%后,MEBD对NO3--N的去除率不再显着上升,表明投加5%的反硝化菌群更利于MEBD脱氮。（3）响应面法优化MEBD脱氮条件。通过Design-Expert 8.0.6建立以NO3--N去除率（NDR）为响应指标的响应面模型,考察3个主要影响因素对MEBD脱氮的交互影响。研究发现MEBD脱氮影响因素从大到小依次为:Fe-C投加量>pH>DB投加量,pH与Fe-C投加量、pH与DB投加量间有明显交互作用。MEBD最优脱氮参数为:pH=7.02、DB投加量5.02%、Fe-C投加量10.14%。最佳条件下,MEBD对NO3--N的去除率可达79.89%,说明MEBD脱氮效果良好。（4）MEBD修复低C/N污染水体。采用对照试验考察MEBD对低C/N污染水体修复性能,通过监测pH、DO、氮素与COD等指标,获取MEBD脱氮过程中污染物的变化规律。MEBD组TN和COD去除率比控制组、DB组和Fe-C组分别提高了65.56%、44.76%、60.70%和71.19%、36.73%、28.47%,说明MEBD对低C/N污水中氮素和有机物的去除效果较好。MEBD脱氮过程中pH维持上升的趋势,说明该体系中始终存在反硝化作用及微电解作用;DO浓度呈先升后降的趋势,表明试验前期大气富氧作用较强。（5）采用高通量测序（HTS）分析MEBD修复低C/N过程中微生物群落结构变化。通过HTS分析MEBD修复过程中第10 d（D10）和第20 d（D20）水样中微生物的群落结构,并与投加的DB微生物种群作对比,探究微生物在门、纲、目、属水平上的结构演变以及丰度和多样性的变化。经MEBD修复后,低C/N污染水体中微生物丰度和多样性显着上升。其中优势菌门包括Proteobacteria变形菌门、Bacteroidetes拟杆菌门和Chlamydiae衣原体门;优势菌纲主要包括Betaproteobacteriab-变形菌纲、Alphaproteobacteriaa-变形菌纲和Chlamydiia衣原体纲;优势菌属为Runella古字状菌属、Flavobacterium黄杆菌属、Dyadobacter成对杆菌属、Acidovorax食酸菌、Sediminibacterium沉积物杆状菌属和Opitutus丰佑菌属。MEBD体系中与有机物降解、硝酸盐还原相关微生物的相对丰度明显增加,表明微电解能影响微生物群落的分布,铁炭基质可促进微生物群落结构演变。（6）MEBD耦合体系脱氮机制研究。通过MEBD在不同影响因素下脱氮动力学拟合,结合微生物群落结构演变探讨MEBD脱氮机制。不同Fe-C投加量、DB投加量、pH条件下,MEBD对TN和COD的去除都符合一级反应动力学方程。通过HTS分析,发现MEBD中含有部分Hydrogenophaga噬氢菌属,说明该体系中存在自养反硝化作用。MEBD耦合体系脱氮主要包含4个反应过程,分别为异养生物反硝化、自养生物反硝化、铁炭微电解和化学还原。上述研究结果表明,铁炭微电解耦合生物反硝化对污水脱氮具有重要意义,研究可为低C/N污水脱氮提供理论依据及技术支撑。
谢明扬[5]（2020）在《Fe/C强化中温两相厌氧处理养猪废水试验研究》文中认为随着我国畜禽养殖业快速发展,畜禽废水排放量逐渐增大,沼气工程也随之快速发展。厌氧发酵技术对于处理高浓度有机废水的优势日趋明显,然而,现有的单相厌氧工艺在处理高浓度有机废水时,容易出现“酸化”现象,导致反应器运行异常,从而降低反应器处理效能。零价铁作为多种关键酶活性的辅助因子,协助厌氧消化,生物活性炭作为厌氧反应器中填充物可有效维持厌氧环境,促进水解酸化,提高反应器对污染物的处理能力,但零价铁和生物活性炭同时投加对厌氧反应器的影响报道及研究较少。因此,本研究开展了零价铁活性炭同时添加强化中温两相厌氧处理养猪废水的影响研究。本研究考察中温两相厌氧反应器为主体工艺,对反应器处理效能和运行稳定性进行研究。探究不同Fe/C配比强化处理效果,在最优Fe/C配比条件下中温两相厌氧消化情况,并初步建立两相厌氧消化反应动力学模型。通过考察出水各项指标,表征反应器运行状况,为集约化养殖废水的处理提供良好的技术支持。（1）中温两相厌氧反应器通过60天的污泥驯化培养后,通过控制容积负荷考察反应器处理效能,结果表明产酸反应器在容积负荷16 kg COD/（m3·d）时,COD平均去除率为44%;产甲烷反应器COD平均去除率为83%。COD总去除率达93%,TN总去除率达50%左右,NH4+-N总去除率22%,出水浓度未超过25.4mg/L未出现厌氧氨抑制,同时挥发性脂肪酸（VFAs）值保持较低的水平,VFAs<400mg/L,未出现“酸化”现象,但TP去除效果较差。（2）不同进水p H对反应器有较大影响,产酸反应器进水p H在5-6.5,产甲烷反应器进水p H在7-7.5时,反应器对COD、TN处理效果较好,COD总去除率>80%,TN总去除率>31%。（3）投加不同Fe/C配比处理猪场废水COD去除效果顺序:1:1>1:2>2:1,在最佳配比1:1的条件下,COD去除率提高了13.5%,TN去除率提高了14.5%。但不同配比对出水NH4+-N、TP、p H影响不显着。对反应前后最佳Fe/C配比的生物活性炭做扫描电镜表征,活性炭孔洞变窄,表面吸附了大量的菌胶团和晶粒。（4）对之前确定的Fe/C为1:1配比条件下中温两相厌氧消化的情况,产酸反应器HRT为24h,产甲烷反应器HRT为48h,COD总去除率达94%。两相反应器TFe浓度分别为3.04mg/L、2.45mg/L,对SS去除率达83%。论文最后对铁炭中温两相厌氧法处理养猪废水的动力学反应级数进行了初步研究,结果表明产酸反应器投加铁炭后基本符合三级反应动力学规律;产甲烷反应器投加铁炭后基本符合零级反应动力学规律。零价铁作为电子供体的处理养殖废水效果较好,并具有可行性,零价铁和生物活性炭经济适用性高,且使用方便,同时对于能量回收和节省废铁提供路径。本研究的结果也为集约化畜禽养殖废水中温两相厌氧处理提供了应用理论依据。
张超[6]（2020）在《基于铁基质生物载体的新型化粪池处理黑水》文中研究说明黑水具有污染物负荷高,水质和水量不稳定等特点,传统厌氧化粪池对黑水中COD有较好的去除效果,但存在启动周期长,生物降解不完全,氮和磷的去除效果差等缺陷。普通好氧、厌氧工艺及同步硝化反硝化工艺可大幅度降低黑水中的NH4+-N浓度,但该类工艺常由于有机碳源的限制使其出水中含有大量的NO3--N。目前,在黑水处理工艺的研究中,多采用多工艺组合,而鲜见对新技术的研究,导致黑水处理工艺复杂、占地面积大、投资高等问题。因此开发高效的适用于黑水水质特征的新型处理技术具有重要意义。本文针对目前黑水处理所存在的问题,将铁碳微电解应用于传统化粪池的功能强化,以自主研发的铁基质生物载体为核心,将结合物化与生化反应耦合,实现黑水中总氮、总磷及COD处理的同步高效去除,开发出适于黑水处理的新技术。研究了化粪池启动成功后不同溶解氧（DO）、水力停留时间（HRT）、碳氮比（C/N 比）等因素对新型化粪池处理效能的影响,以《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）的二级处理标准为处理目标,优化出新型化粪池最佳运行参数及长期运行效果;通过脱氮动力学分析,探究最佳运行参数下探究总氮（TN）、溶解态有机氮（DON）、溶解态无机氮（DIN）、颗粒态有机氮（PON）以及吸附性氮（AN）在系统中的迁移转化机制;最后对系统内的微生物种群结构进行解析,并建立体系的主要污染物降解机制。结果表明:（1）DO、HRT和C/N对新型化粪池处理黑水过程中NH4+-N和TN影响较大,对COD和TP去除率相对较小。当进水水质为NH4+-N浓度为160.0±20.0mg/L,COD 浓度为 1600.0±200.0mg/L,TP 浓度为 30.0±5.0mg/L,控制系统 DO=2.6mg/L、HRT=48h和C/N为6.8～8.1,新型化粪池对NH4+-N、TN、TP、COD去除率分别为91.38%、84.63%、94.04%和95.82%,出水可达城镇污水排放二级标准。（2）基于对新型化粪池反应器建立物料平衡方程和试验数据,推导出系统缺好氧铁基质生物载体池的动力学方程,并求解动力学参数,从而建立系统的生物脱氮动力学模式,好氧硝化动力学方程为:（?）;缺氧反硝化动力学方程为NO3a=NO3bn-Cg-0.00389Xatcn。本研究新型化粪池脱氮过程中所求硝化、反硝化动力常数分别为0.00757和0.00389,表明体系对NH4+-N和NO3--N去除效果更强。（3）厌氧池A和B中TN分布相似,NH4+-N是DN的主要形态,分别占DN的97.93%和98.30%,PON是PN的主要组成成分,分别占PN的96.23%和97.26%,厌氧池A到B体系DN和PN对TN去除的贡献率为-77.00%和187.12%;好氧铁基质生物载体池中NO2--N是DN的主要形态,占DN的64.95%,PON是PN的主要形态,占PN的94.94%,DN和PN对TN去除的贡献率为79.93%和21.34%;缺氧铁基质生物载体池中NH4+-N是DN的主要组成部分,占DN的68.63%,PON是PN的主要形态,占PN的79.01%,DN和PN对TN去除的贡献率为72.44%和27.56%。厌氧池A和B中发生的氨化作用将有机氮转化为NH4+-N,好氧生物载体池以硝化反应为主,将体系NH4+-N转化为NO3--N和NO2--N,铁基质生物载体池内发生的反硝化反应对体系NO3--N和NO2--N进一步脱除。（4）通过高通量测序研究微生物群落结构进一步分析体系脱氮除磷、以及COD的降解机制。Fe-C内电解与生物耦合的黑水脱氮机制主要包括生物或化学转化、传质过程,微电解强化ZVI供电子反应加速了[H]/Fe2+的供应,为自养反硝化菌提供电子供体,促进了氢/铁自养反硝化菌过程。系统属水平上氨化菌属有为芽孢杆菌（Bacillus）、Romboutsia;硝化菌属有亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）、假单胞菌属（Pseudomonas）、陶厄氏菌属（Thauera）、不动杆菌属（Acinetobacter）;反硝化菌属有嗜氢菌属（Hydrogenopha）、陶厄氏菌属（Thauera）、Thiobacillus菌属、Rhodanobacter菌属、假单胞菌属（Pseudomonas）。同时体系的Thiobacillus菌属、Rhodanobacter菌属、不动杆菌属（Acinetobacter）、芽孢杆菌（Bacillus）、假单胞菌属（Pseudomonas）、肠杆菌属（Enterobacter）除磷菌的存在实现体系磷的去除,微电解反应产生的Fe3+显着强化了系统对磷的固定。砂单孢菌属（Arenimonas）、Erysiplothri的存在降解体系 COD。图27组,表18个,参考文献94篇。
刘雨知[7]（2020）在《碳基纳米微电解材料去除四环素类抗生素污染物的机理及应用研究》文中研究表明近年来,由于全世界耐药致病菌和共生菌的数量激增,与之息息相关的抗生素的大量使用和滥用以及对水体的污染情况受到了广泛关注。其中,用于大规模畜禽、水产养殖的四环素类抗生素（TCs）具有良好的抗菌活性和低成本的特点,使得其成为最广泛使用的抗生素种类之一。由于抗生素的结构特异性,使残留的TCs在自然环境中很难自然降解,另外抗生素会抑制或破坏微生物的生长,故大多数TCs的生物降解速率远低于非生物降解速率。面对这种困境,非生物处理方法凸显出技术优势,探寻经济、高效和环保的去除TCs的处理技术势在必行。此时,传统微电解法（TME）由于处理效率较高、运行费用较低,被广泛用于难降解污染物的处理工艺中,但TME通常采用固定床或塔式反应器,由于铁和碳填料颗粒的性质的影响,稳定运行一段时间后常出现填料板结、沟流等现象,使得处理效率快速下降,这些问题一直制约着TME的进一步应用。从腐蚀电化学及化学亲和势出发解析了微电解的作用机制和TME的反应过程,TME反应体系中若存在去极化剂,则可触发TME反应,且p H和O2决定了TME氧化还原反应能否顺利进行;TME反应的化学亲和势提供了TME反应的驱动力,驱动力越大,反应速率越快,处理效果越好。TME填料的Fe/C（面积比）及粒径大小对TME处理效果有重要影响。基于以上分析,针对TCs带来的水体污染这一热点问题,制备了基于活性炭纤维（ACF）和泡沫铜（CF）的纳米微电解材料ACF-nMET、CF-nMET以及基于不同基质活性炭的和铜负载的碳基纳米微电解材料AC-nMET、Cu-nMET,通过实验考查新制备的不同材料在固定床反应器和新构建的流化床反应器中处理TCs的效能、机理,以解决传统TME技术在实际应用中材料易板结、沟流而导致的处理效率快速下降的问题。改善阴阳极材料的组合形式是解决TME材料板结、沟流等不足的重要路径。通过改进的还原方法,结合ACF和CF的多孔骨架、易回收利用的特性,制备了可用于固定床反应器的纳米微电解材料ACF-nMET和CF-nMET。ACFnMET负载Ag作为催化剂,CF-nMET中的CF既是阴极材料也是良好的催化剂,提高了污染物的去除效率。批量试验结果表明,ACF-nMET和CF-nMET分别对TCs的土霉素（OTC）和强力霉素（DC）处理效能率分别可达92.1%和99.2%,TOC的去除率分别最高可达到61.2%和58.1%。与此同时,还考察了ACF-nMET和CF-nMET在固定床反应器中的表现,由于n ZVI的高比表面积,结合ACF的优异的电子传输性能,使得ACF-nMET在40-110小时内对OTC平均去除率可达到69.2%,比TME提高了18.7%。再者,CF作为铜基质,其还可以高效的催化微电解反应,加快污染物的去除效率。使得CF-nMET在40-110小时内平均去除率达到75.8%,比TME提高了25.3%,比ACFnMET提高了6.6%。采用纳米技术、改变阴极材料、添加催化剂可以提高ACF-nMET和CFnMET在固定床中对TCs污染物的降解性能,但依旧不能完全解决填料在固定床反应器中板结沟流的问题。基于此开发可以用于流化床的微电解材料,以彻底解决上述问题。依据不同基质粉末活性炭（PAC）制备了一类可用于流化床反应器的纳米微电解材料AC-nMET和添加铜做催化剂的Cu-nMET。通过对ACnMET和Cu-nMET微观观察和模型模拟,其不仅具备TME的特性,还具有纳米粒子的特性,这使得其反应活性高、密度小,可以通过水力作用流化。批量试验结果表明,AC-nMET和Cu-nMET分别对DC和金霉素（CTC）处理效能率可达98.8%和99.1%,同时TOC的去除率最高可达到70.9%和70.7%。动力学研究表明AC-nMET和Cu-nMET分别对DC和CTC的降解动力学遵循双常数模型。根据高效液相色谱-质谱（HPLC-MS）,确定了DC和CTC降解产物,提出了AC-nMET和Cu-nMET分别对DC和CTC的降解机理。实验室尺寸的流化床反应器（ESFB）的试验证明在流化床中用纳米微电解材料处理污染物是可行的。本文构建的纳米微电解流化床体系能够有效去除水中TCs污染物,可以避免传统TME反应过程常出现的填料板结、沟流等现象,同时材料利用率高,制作工艺简单、易于产业化,对纳米微电解体系应用于实际难生物降解污染物处理具有一定的指导意义。
何茂林[8]（2020）在《高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究》文中研究说明实验室废气具有成分复杂,排放浓度和排放量极不稳定的特点,燃烧、生物过滤、低温等离子、单一吸附等方法并适用于实验室废气的处理。液体吸收法因其工艺成熟、适应性强、易于操作、安全稳定、维护管理方便,逐渐成为高校实验室废气处理的首选工艺。吸收法产生的吸收尾液具有有机污染物含量高、成分复杂、生物难降解等特点,如未经处理或处置不当直接排放,会对环境及生态系统造成严重破坏。本文通过对某高校实验室废气吸收尾液基本情况的调研,针对吸收尾液水质特点,通过实验比选评估处理工艺,探索了工艺进出水水质和各项运行参数,在此基础上进行了某高校实验室废气吸收尾液处理工艺设计,为吸收尾液处理项目提供技术支持。本论文研究内容及结果如下:（1）选择UV-Fenton和微电解-Fenton两种预处理工艺,对比两种工艺的出水效果、药剂投加量和耗电量,选定微电解-Fenton作为本设计的预处理工艺,并确定其最佳运行条件。实验结果表明:初始pH值为3.0、铁碳投加量为100mg/L、微电解反应时间为30min、H2O2投加量20ml/L、Fenton反应时间为40min时,COD去除效率最高可达48%,预处理出水COD浓度为3120mg/L,NH3-N浓度为76mg/L,B/C从0.13提高到至0.35。（2）采用UASB-MBBR生化组合实验处理上述预处理后的吸收尾液。经过64天的梯度式启动驯化,反应器稳定运行后进行为期160天的工艺实验,研究反应器的最佳运行状况及出水水质。实验结果表明:UASB与MBBR水力停留时间分别为16h和19h、硝化液回流比200%、UASB与MBBR有机容积负荷分别为4.5kg/（m3·d）和4.0kg/（m3.d）、进水pH为7.5时处理效果最佳。在最佳运行工况下,生化系统出水CODcr小于210mg/L,总去除率最高为96.5%;出水NH3-N小于20mg/L,总去除率最高为79.6%。主要水质达到《污水排入城镇下水道水质标准》（GB-T31962-2015）中排水标准。（3）根据实验所确定工艺参数,根据吸收尾液进出水水质要求,确定处理工艺流程为调节池-微电解+Fenton-沉淀-UASB-MBBR-沉淀,设计处理规模为30m3/d。对工艺主体构筑物进行设计计算、工艺图纸绘制和设备选型,同时进行了运行成本分析、工程投资估算和工程效益分析。处理系统总工程投资为136万元,运行成本为9.98元/m3,占地面积70m2。该工艺设计具有处理效率高、技术先进、自动化程度高、操作管理方便、投资运行成本低等特点,具有较好的实践意义和推广价值。
解方[9]（2020）在《臭氧/微电解协同预处理印染废水研究》文中提出印染废水中含有大量染料和各种助剂,普遍具有色度高、可生化性差的问题,直接采用生物法处理效果差且很难达标排放。对此,本文拟在生化处理前先对废水预处理,降低色度,降解水中有毒物质以提高废水可生化性。因此,本文对比分析了三种工艺（臭氧/微电解协同、微电解、臭氧）对两种模拟印染废水的处理效能,通过单因素试验研究了臭氧/微电解协同工艺（Ozonated Internal Electrolysis,OIE）中不同因素对模拟废水处理效果的影响。通过正交试验和单因素试验优化得出OIE工艺处理实际废水时的最佳运行参数,并进行了填料重复利用试验,在此基础上用动态连续的方式运行OIE工艺检验在此状态下的处理效果。研究发现,微电解工艺（Internal Electrolysis,IE）和臭氧工艺（Ozonation,O3）对两种模拟印染废水的处理效能都不及OIE工艺。OIE工艺处理酸性媒介红B（Eriochrome Red B,ERB）和活性艳蓝KN-R（Remazol Brilliant Blue R,RBBR）模拟废水能有效去除色度、苯胺,提升B/C并去除部分COD,对ERB废水和RBBR废水的COD去除率分别可达69.10%和42.13%,对色度的去除率分别能达到97.67%与89.90%,对苯胺的去除率分别可达87.96%和64.66%。降低初始染料浓度,增加填料量和臭氧量,提升废水的初始p H值均能提高OIE工艺对COD的去除效果。各因素对ERB废水染料浓度去除的影响很小,对RBBR废水的影响较大。当OIE工艺用间歇式的方式处理实际废水时其最适运行参数为:p H值=11、气体流量为0.6 L/min、填料量为750 g/L、臭氧气体浓度为4.94 mg/L。此时的B/C能从0.12提高到0.60左右,色度和COD的去除率分别可达98%以上和50%以上且重复利用填料可以保持处理效能。OIE工艺在动态连续试验中的色度去除率能稳定在84%左右,出水B/C能保持在0.4以上。综上所述,OIE工艺作为印染废水的预处理工艺可以有效降低废水色度,提高废水的可生化性,并且在连续运行的过程中依然有着理想的处理效果。该工艺对色度高、毒性大但COD低、SS低的印染废水有很好的处理效果,值得推广应用。
施晶森[10]（2020）在《山西省某己内酰胺企业废水处理工艺改造的研究》文中指出山西省某己内酰胺企业以苯、氢气、合成氨为原料,采用环己烯法生产环己酮,氨肟化法生产己内酰胺的工艺技术,在制备己内酰胺过程中产生大量的生产废水。废水主要包括肟化装置的汽提废水、己内酰胺装置的离子交换废水及汽提废水、硫铵装置的凝液废水等。该工艺生产的废水成分复杂,呈棕黑色、粘稠状、有强烈的刺激性臭味,属于难降解高盐、高浓度有机废水。目前,该企业采用（加氢氧化钠）吹脱除氨-四效蒸发浓缩-焚烧工艺处理己内酰胺生产废水。首先通过多效蒸发装置将废水中有机物含量提升至,然后通入焚烧炉中燃烧分解。由于浓缩液中含水量比较大,因此需要消耗大量的燃料,运行费用非常高,并且燃烧产生的废渣、废气等对环境造成二次污染,对环境不友好。出于可持续发展及更高环保要求的考虑,企业拟对现有的工艺进行升级改造。本课题针对山西省某己内酰胺企业的生产工艺及己内酰胺生产废水的水质特点,提出高级氧化法-鸟粪石沉淀法-SBR生化法的新处理工艺,并通过对各阶段的模拟实验分析,确定了处理工艺的最佳运行参数,为企业废水工艺改造提供依据。主要研究成果如下:（1）通过对己内酰胺生产工艺流程及废水GC-MS谱图的分析,对己内酰胺生产废水的水质进行了研究。分析表明,废水中主要的有机物为甲苯、环己酮肟、环己酮、叔丁醇、过氧化环己胺、环己偶氮及N-亚硝基胺等。（2）铁碳微电解处理己内酰胺生产废水的最佳反应条件分别为:pH值为3、铁屑投加量为40 g/L、铁碳质量比为2:1、反应时间为2 h,在此条件下,进水CODcr为5000 mg/L左右时,出水CODcr降至3500 mg/L左右,废水CODcr去除率可达30%以上,有较好的处理效果。（3）芬顿氧化法处理己内酰胺生产废水时,最佳的工艺条件为pH值为4、H2O2投加量为0.14 mol/L,H2O2/Fe2+摩尔比为10:1、反应时间为80min,在此条件下,进水CODcr为5000 mg/L左右时,出水CODcr降至747mg/L左右,CODcr去除率可达85%以上。（4）芬顿氧化法与铁碳微电解处理法相比,出水CODcr更低,有机物去除率更高（85%>30%）,处理所需要的时间较短（80 min<2 h）,处理效果好,此外,芬顿氧化法最佳pH为4,相比铁碳微电解法的最佳pH为3,对于碱性废水,预处理消耗的酸性调节液更少。因此,选择芬顿氧化法处理己内酰胺生产废水中的CODcr更合适。（5）经过芬顿氧化法处理后的己内酰胺生产废水,采用鸟粪石沉淀法,在pH值为10.5、反应温度为25℃,Mg2+、PO43-与NH4+的摩尔比分别为1.2:1、1.0:1、反应时间为1 h的条件下,进水氨氮为500 mg/L左右,处理后出水氨氮为36 mg/L左右,氨氮去除率可达92%以上,去除效果明显。通过XRD谱图对产生的沉淀物进行表征,定性判断出反应后固体中确实有Mg NH4PO4·6H2O存在,但是其纯度及各条件下的含量变化未能确定。（6）采用芬顿氧化-鸟粪石沉淀-SBR生化法处理组合工艺后,废水中的CODcr、氨氮得到有效去除。进水CODcr、氨氮浓度为5000 mg/L左右、氨氮浓度为500 mg/L左右时,经过改进工艺的处理后,出水CODcr、氨氮平均值分别为148.0 mg/L、10.2 mg/L,CODcr总去除率高达97.0%,氨氮总去除率高达97.9%,处理效果良好,与原焚烧处理法相比,不会产生二次污染。
二、微电解反应器特性及应用研究（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、微电解反应器特性及应用研究（论文提纲范文）
（1）臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 处理印染废水的难题 |
| 1.1.1 废水处理现状 |
| 1.1.2 国内外废水处理的差异 |
| 1.1.3 印染废水排放标准 |
| 1.2 染料、废水特点 |
| 1.2.1 染料的类别 |
| 1.2.2 印染加工 |
| 1.2.3 印染废水 |
| 1.3 活性偶氮染料废水处理技术研究现状 |
| 1.3.1 处理技术的对比分析 |
| 1.3.2 芬顿法 |
| 1.3.3 臭氧氧化法 |
| 1.3.4 微电解法 |
| 1.4 臭氧/微电解耦合工艺的应用 |
| 1.4.1 臭氧与微电解耦合的可行性 |
| 1.4.2 臭氧与微电解耦合方式 |
| 1.5 本次研究的目的及意义 |
| 1.6 课题主要研究的内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 微电解材料 |
| 2.1.3 惰性填料 |
| 2.1.4 实验水质 |
| 2.2 试验装置及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.3 检测和计算方法 |
| 2.3.1 检测指标与主要仪器 |
| 3 臭氧与微电解耦合方式和工艺 |
| 3.1 工艺耦合方式的选择 |
| 3.1.1 三种耦合方式对色度的去除效果 |
| 3.1.2 三种耦合方式对COD的去除效果 |
| 3.1.3 三种耦合方式中pH的变化 |
| 3.1.4 苯胺浓度及生物毒性的变化趋势 |
| 3.1.5 总铁离子溶出结果比较 |
| 3.2 OIE工艺处理染料废水的验证 |
| 3.2.1 处理染料模拟废水 |
| 3.2.2 处理实际染料废水 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 臭氧/微电解体系对染料的作用机制 |
| 4.1 臭氧与微电解的协同作用 |
| 4.2 电化学过程 |
| 4.3 铁与臭氧的协同 |
| 4.4 臭氧氧化过程 |
| 4.5 活性炭与臭氧的协同 |
| 4.6 微电解填料的变化 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 RR2 降解的中间产物分析 |
| 5.1 RR2 染料降解的主要中间产物 |
| 5.2 主要中间产物的浓度或峰面积变化 |
| 5.3 OIE反应体系中苯酚的降解规律 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 工艺运行参数优化 |
| 6.1 参数的正交试验分析 |
| 6.2 初始pH值对OIE处理RR2 效果的影响 |
| 6.3 初始染料浓度对OIE处理效果的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（2）跌水曝气微氧升流式氧化沟设计与性能及其菌群结构、代谢规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺研究进展 |
| 1.2.1 全程硝化反硝化脱氮技术 |
| 1.2.2 短程硝化反硝化脱氮技术 |
| 1.2.3 同步硝化反硝化脱氮技术 |
| 1.2.4 厌氧氨氧化脱氮技术 |
| 1.2.5 微氧生物法脱氮技术研究 |
| 1.3 活性污泥中微生物菌群特征研究 |
| 1.4 活性污泥中微生物代谢组学研究 |
| 1.5 除磷工艺研究进展 |
| 1.6 胞外聚合物研究进展 |
| 1.7 课题研究目的意义、研究内容、技术路线和创新点 |
| 1.7.1 研究目的意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 1.7.4 本论文的创新点 |
| 第二章 MUOD反应器设计与性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂设备 |
| 2.2.2 MUOD反应器结构与方法 |
| 2.2.3 检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 上升流速率对COD和氮的去除效果影响 |
| 2.3.2 跌水高度对COD和氮去除效果的影响 |
| 2.3.3 回流比对COD和氮去除效果的影响 |
| 2.3.4 隔室串联级数对COD和氮去除效果的影响 |
| 2.3.5 一个反应周期中氮和COD的转化规律及DO浓度变化 |
| 2.3.6 除磷效果 |
| 2.3.7 MUOD系统长期运行效果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 EPS化学组成及其多糖水解单糖构成 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 样品制备 |
| 3.2.3 检测方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 EPS化学组成 |
| 3.3.2 三维荧光光谱(3D-EEM)分析结果 |
| 3.3.3 红外光谱(FTIR)分析结果 |
| 3.3.4 MALDI-TOF-MS测定EPS分子量 |
| 3.3.5 在线柱切换-IC-MS鉴定多糖水解单糖构成 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于高通量测序解析MUOD系统微生物群落结构 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂设备 |
| 4.2.2 实验装置及运行 |
| 4.2.3 DNA提取、PCR扩增与上机测序 |
| 4.2.4 多样性释义 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 细菌多样性及丰富度分析 |
| 4.3.2 细菌群落结构比较研究 |
| 4.3.3 细菌类型的鉴别 |
| 4.3.4 真菌多样性及丰富度分析 |
| 4.3.5 真菌群落结构比较研究 |
| 4.4 MUOD反应器脱碳除氮机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 基于宏基因组技术解析MUOD系统基因水平代谢规律 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 仪器设备 |
| 5.2.2 样品采集 |
| 5.2.3 DNA提取与检测、文库构建及库检和上机测序 |
| 5.2.4 信息分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 测序数据产量统计 |
| 5.3.2 碱基质量分布和碱基含量分布 |
| 5.3.3 细菌群落特征分析 |
| 5.3.4 基于KEGG数据库代谢通路及机制研究 |
| 5.3.5 基于eggNOG数据库功能基因分类及机制研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 MUOD系统微生物代谢分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 样品采集 |
| 6.2.4 样品提取 |
| 6.2.5 仪器检测 |
| 6.2.6 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 胞内代谢物种类 |
| 6.3.2 胞内代谢物主成分分析(Principal Component Analysis,PCA)与正交偏最小二乘法-判别分析(Orthogonal Partial Least Squares Discriminant Analysis,OPLS-DA) |
| 6.3.3 差异代谢物 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 附表 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 学位论文答辩委员会决议 |
（3）微电解及NTP净化垃圾渗析废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 垃圾渗析废水及特征 |
| 1.2 垃圾渗析废水净化现状 |
| 1.2.1 自然净化法 |
| 1.2.2 生物化学法 |
| 1.2.3 物理法 |
| 1.3 铁碳微电解技术及应用 |
| 1.3.1 铁碳微电解技术原理 |
| 1.3.2 铁碳微电解技术的应用 |
| 1.4 低温等离子体净化废水技术 |
| 1.5 本研究目的、内容及创新点 |
| 2 铁碳微电解法处理垃圾渗析废水 |
| 2.1 实验仪器和材料 |
| 2.2 实验装置和方法 |
| 3 微电解及絮凝净化垃圾渗析水 |
| 3.1 铁屑量对COD去除率的影响 |
| 3.2 铁碳质量比对COD去除率的影响 |
| 3.3 pH值对COD去除率的影响 |
| 3.4 反应时间对COD去除率的影响 |
| 3.5 H_2O_2复合对COD去除率的影响 |
| 3.6 PAC复合对COD去除率的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 微电解复合低温等离子体净化垃圾渗析水 |
| 4.1 单一低温等离子体试验 |
| 4.1.1 放电时间的影响 |
| 4.1.2 放电电压的影响 |
| 4.1.3 放电间距的影响 |
| 4.2 低温等离子体复合微电解实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 垃圾渗析废水NTP降解过程理论分析 |
| 5.1 NTP处理垃圾渗析废水多因素响应面分析 |
| 5.1.1 NTP降解垃圾渗析废水试验设计 |
| 5.1.2 NTP处理垃圾渗析废水降解模型分析 |
| 5.1.3 NTP降解垃圾渗析废水响应面分析 |
| 5.2 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（4）铁炭微电解耦合生物反硝化脱氮机制及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 低C/N污水脱氮技术 |
| 1.2.1 物理法脱氮 |
| 1.2.2 化学法脱氮 |
| 1.2.3 生物法脱氮 |
| 1.3 铁炭微电解耦合生物反硝化脱氮 |
| 1.4 脱氮条件优化及脱氮微生物测量 |
| 1.4.1 脱氮条件优化 |
| 1.4.2 脱氮微生物的测量方法 |
| 1.5 课题提出及研究意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 铁炭微电解处理低C/N污水研究 |
| 2.1 试验材料及分析方法 |
| 2.1.1 试验试剂及设备 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 零价铁与活性炭去除NO_3~--N对照 |
| 2.2.2 pH对铁炭微电解脱氮的影响 |
| 2.2.3 Fe~0/AC对铁炭微电解脱氮的影响 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 铁炭微电解还原NO_3~--N |
| 2.3.2 pH对微电解的影响 |
| 2.3.3 Fe~0/AC对微电解的影响 |
| 2.3.4 铁炭微电解还原硝酸盐机制 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 MEBD脱氮影响因素研究 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验试剂及仪器 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验装置 |
| 3.1.4 不同体系脱氮试验 |
| 3.1.5 MEBD脱氮单因素影响试验方法 |
| 3.1.6 分析方法 |
| 3.2 不同体系脱氮试验 |
| 3.2.1 各体系对氮素的去除效果 |
| 3.2.2 各体系对COD的降解情况 |
| 3.3 Fe-C投加量对MEBD脱氮的影响 |
| 3.3.1 对氮素的影响 |
| 3.3.2 对COD的影响 |
| 3.4 DB投加量对MEBD脱氮的影响 |
| 3.4.1 对氮素的影响 |
| 3.4.2 对COD的影响 |
| 3.5 pH对MEBD脱氮的影响 |
| 3.5.1 对氮素的影响 |
| 3.5.2 对COD的影响 |
| 3.6 TN与COD的去除动力学 |
| 3.6.1 不同Fe-C投加量去除污染物动力学拟合 |
| 3.6.2 不同DB投加量去除污染物动力学拟合 |
| 3.6.3 不同pH条件下污染物去除动力学拟合 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 响应面法优化MEBD脱氮试验研究 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验试剂及仪器 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.3 试验装置 |
| 4.1.4 试验方法 |
| 4.2 基于NDR的响应面构建 |
| 4.2.1 考察参数及BBD试验设计 |
| 4.2.2 最佳脱氮条件与响应面拟合 |
| 4.3 BBD试验结果分析 |
| 4.3.1 响应面模型评估 |
| 4.3.2 试验结果方差分析 |
| 4.4 响应面分析 |
| 4.5 最佳脱氮条件验证 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 微电解耦合反硝化脱氮机制研究 |
| 5.1 MEBD修复低C/N污水应用研究 |
| 5.1.1 试验材料与方法 |
| 5.1.2 DO与pH的变化 |
| 5.1.3 硝酸盐去除情况 |
| 5.1.4 亚硝酸盐累积情况 |
| 5.1.5 TN去除效果 |
| 5.1.6 COD降解效果 |
| 5.1.7 MEBD中Fe~(2+)及pH变化情况 |
| 5.2 微生物群落结构分析 |
| 5.2.1 Alpha多样性 |
| 5.2.2 门水平微生物群落结构 |
| 5.2.3 纲和目水平微生物群落结构 |
| 5.2.4 属水平微生物群落结构 |
| 5.3 MEBD脱氮机制分析 |
| 5.3.1 铁炭微电解作用 |
| 5.3.2 微生物的作用 |
| 5.3.3 MEBD协同脱氮机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（5）Fe/C强化中温两相厌氧处理养猪废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 养猪废水的特点与处理 |
| 1.1.1 养猪废水的主要特点 |
| 1.1.2 养猪废水的典型处理模式 |
| 1.2 分级多相厌氧工艺 |
| 1.2.1 两相/两级厌氧工艺 |
| 1.2.2 三级厌氧工艺 |
| 1.3 Fe/C强化厌氧消化处理技术 |
| 1.3.1 原理 |
| 1.3.2 生物活性炭增强厌氧消化的应用 |
| 1.3.3 Fe增强厌氧消化的应用 |
| 1.3.4 Fe/C增强厌氧消化的应用 |
| 1.3.5 Fe/C增强好氧处理的应用 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 监测指标及方法 |
| 2.3.1 挥发性脂肪酸 |
| 2.3.2 污泥浓度 |
| 2.3.3 电镜扫描 |
| 第3章 中温两相厌氧反应器的启动及处理效能 |
| 3.1 中温两相厌氧反应器启动 |
| 3.2 容积负荷对中温两相厌氧消化的影响 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 TN去除效果 |
| 3.2.3 NH_4~+-N去除效果 |
| 3.2.4 TP去除效果 |
| 3.2.5 挥发性脂肪酸(VFAs) |
| 3.3 进水pH对温两相厌氧消化的影响 |
| 3.3.1 COD去除效果 |
| 3.3.2 TN去除效果 |
| 3.3.3 NH_4~+-N效果 |
| 3.3.4 TP去除效果 |
| 3.3.5 挥发性脂肪酸(VFAs) |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 不同Fe/C配比投加对中温两相厌氧消化影响 |
| 4.1 不同Fe/C配比投加中温两相厌氧消化效果 |
| 4.1.1 COD去除效果 |
| 4.1.2 TN去除效果 |
| 4.1.3 NH_4~+-N效果 |
| 4.1.4 TP效果 |
| 4.1.5 pH值 |
| 4.2 Fe/C为1:1 中温两相厌氧生物活性炭SEM分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 最佳Fe/C配比下中温两相厌氧消化特性试验研究 |
| 5.1 最佳 Fe/C条件下最佳 HRT的确定 |
| 5.1.1 COD去除效果 |
| 5.1.2 TN去除效果 |
| 5.1.3 NH_4~+-N效果 |
| 5.1.4 TP效果 |
| 5.1.5 VFAs和 p H |
| 5.1.6 TFe效果 |
| 5.1.7 SS去除效果 |
| 5.1.8 Fe/C中温两相厌氧消化反应动力学研究 |
| 5.2 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在学期间发表的论文和取得的学术成果 |
（6）基于铁基质生物载体的新型化粪池处理黑水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 黑水的水质特点及研究现状 |
| 1.1.1 黑水的水质特点及排放污染情况 |
| 1.1.2 国内外黑水研究现状 |
| 1.2 黑水的生物处理技术 |
| 1.2.1 厌氧处理工艺 |
| 1.2.2 好氧处理工艺 |
| 1.2.3 标准脱氮工艺 |
| 1.2.4 高负荷处理工艺 |
| 1.2.5 膜生物反应器(MBR) |
| 1.3 化粪池在污水处理中的应用及存在的问题 |
| 1.3.1 国外对传统化粪池的改造 |
| 1.3.2 化粪池处理污水的现状及产生的问题 |
| 1.3.3 国内外化粪池中污泥处理技术研究现状 |
| 1.4 催化内电解在污水处理中的应用 |
| 1.4.1 铁碳微电解体系脱氮机理 |
| 1.4.2 铁碳微电解体系除磷机理 |
| 1.4.3 铁碳微电解降解COD机理 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 试验装置与方法 |
| 2.1 试验材料与装置 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验装置 |
| 2.2 试验运行及处理水质 |
| 2.3 试验试剂及水质指标检测 |
| 2.4 微生物群落分析 |
| 2.4.1 污泥样品采样 |
| 2.4.2 DNA提取 |
| 2.4.3 PCR |
| 2.4.4 高通量测序 |
| 3 新型化粪池对黑水的处理效能研究 |
| 3.1 新型化粪池的研究 |
| 3.1.1 启动过程中NH4+-N浓度的变化 |
| 3.1.2 启动过程中COD浓度的变化 |
| 3.1.3 启动过程中TP浓度的变化 |
| 3.2 运行参数对新型化粪池处理黑水的影响 |
| 3.2.1 DO对新型化粪池处理黑水的影响 |
| 3.2.2 HRT对新型化粪池处理黑水的影响 |
| 3.2.3 C/N比对新型化粪池处理黑水的影响 |
| 3.3 新型化粪池黑水处理系统的长期运行 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 新型化粪池处理黑水的脱氮动力学分析 |
| 4.1 生物脱氮动力学模式的建立 |
| 4.1.1 与模式有关的假设与限制 |
| 4.1.2 物料平衡方程的建立 |
| 4.1.3 硝化反应动力学模式 |
| 4.1.4 反硝化的动力学模型 |
| 4.2 动力学模式的预测与比较 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 新型化粪池黑水处理系统内氮素的迁移转化机理 |
| 5.1 取样点分布 |
| 5.2 黑水处理系统内氮物质转化规律研究 |
| 5.2.1 新型化粪池污水中氮素的迁移转化规律 |
| 5.2.2 新型化粪池底泥中氮素的迁移转化规律 |
| 5.2.3 新型化粪池黑水处理中氮素的迁移转化机制 |
| 5.3 新型化粪池体系的氮平衡分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 新型化粪池体系生物群落结构解析 |
| 6.1 微生物群落结构多样性指数分析 |
| 6.2 菌群多样性分析 |
| 6.3 相似性分析 |
| 6.3.1 主成分分析 |
| 6.3.2 聚类分析 |
| 6.3.3 维恩图分析 |
| 6.4 微生物群落结构分析 |
| 6.4.1 门、纲水平微生物群落分析 |
| 6.4.2 属水平微生物群落分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）碳基纳米微电解材料去除四环素类抗生素污染物的机理及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 本文部分缩略词对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 TCs废水研究现状 |
| 1.1.1 TCs分类及对环境的危害 |
| 1.1.2 TCs处理技术研究现状 |
| 1.2 微电解技术的研究现状 |
| 1.2.1 TME |
| 1.2.2 改性微电解技术 |
| 1.2.3 TME与其它耦合技术 |
| 1.2.4 纳米微电解技术 |
| 1.3 选题依据、研究内容及创新点 |
| 1.3.1 选题依据及意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 实验材料方法与微电解反应机制 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 材料合成与分析方法 |
| 2.1.3污染物降解实验 |
| 2.2 TME的作用机制与原理解析 |
| 2.2.1 TME反应的触发条件 |
| 2.2.2 TME反应的驱动力 |
| 2.2.3 TME反应速率的过程模拟 |
| 2.2.4 TME去除污染物机理 |
| 2.3 nMETs的形成机制 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 ACF-nMET和CF-nMET对TCs的处理效能研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 ACF-nMET对OTC处理效能研究 |
| 3.2.2 CF-nMET对DC处理效能研究 |
| 3.2.3 ACF-nMET和CF-nMET在固定床反应器中OTC处理效能研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 AC-nMET和Cu-nMET对TCs处理效能及机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 AC-nMET对DC处理效能研究 |
| 4.2.2 Cu-nMET对CTC处理效能及机理研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 AC-nMET和Cu-nMET在流化床中降解TCs的效能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 适用于AC-n MET和Cu-nMET的流化床的讨论与设计 |
| 5.2.2 AC-nMET和Cu-nMET在流化床中降解CTC的影响机制 |
| 5.2.3 硝酸盐对AC-nMET和Cu-nMET在流化床中降解CTC的影响机制 |
| 5.2.4 AC-nMET和Cu-nMET在流化床中降解其它抗生素的效能研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 作者简介 |
| 在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 选题的背景及意义 |
| 1.1.2 吸收法工艺概述 |
| 1.1.3 吸收尾液特征 |
| 1.2 吸收尾液处理方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.1.1 混凝沉淀法 |
| 1.2.1.2 高级氧化法 |
| 1.2.1.3 电化学法 |
| 1.2.1.4 光催化氧化法 |
| 1.2.2 生物化学法 |
| 1.2.2.1 好氧生物处理技术 |
| 1.2.2.2 厌氧生物处理技术 |
| 1.2.2.3 厌氧+好氧生物处理技术 |
| 1.2.3 物化生物组合法 |
| 1.3 实验室废气吸收液尾液调研 |
| 1.3.1 实验室废气处理 |
| 1.3.2 吸收液尾液来源及水量估算 |
| 1.3.3 排放标准 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 吸收尾液两种预处理工艺效果比较研究 |
| 2.1 实验原理 |
| 2.1.1 UV-Fenton实验原理 |
| 2.1.2 微电解-Fenton实验原理 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 UV-Fenton实验装置 |
| 2.2.2 微电解- Fenton实验装置 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 实验药剂仪器 |
| 2.3.2 实验水样 |
| 2.3.3 实验方法 |
| 2.3.3.1 UV-Fenton实验方法 |
| 2.3.3.2 微电解-Fenton实验方法 |
| 2.3.4 实验分析方法 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.4.1 UV-Fenton试验结果与分析 |
| 2.4.1.1 H_2O_2投加量对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.2 pH值对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.3 Fe~(2+)对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.4 紫外灯功率对COD去除率的影响 |
| 2.4.1.5 最佳条件下出水B/C的提高 |
| 2.4.2 微电解-Fenton试验结果与分析 |
| 2.4.2.1 微电解反应时间影响研究 |
| 2.4.2.2 初始pH值影响研究 |
| 2.4.2.3 Fenton反应时间影响研究 |
| 2.4.2.4 H_2O_2投加量影响研究 |
| 2.4.2.5 最佳条件下出水B/C的提高 |
| 2.5 两种预处理效果比较 |
| 2.5.1 处理效果 |
| 2.5.2 处理费用 |
| 2.5.3 预处理工艺的确定 |
| 第3章 吸收尾液生化组合试验研究 |
| 3.0 实验目的 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂仪器 |
| 3.2.2 实验水样 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 实验分析方法 |
| 3.5 实验结果与分析 |
| 3.5.1 启动阶段反应器处理效果分析 |
| 3.5.2 有机负荷的影响 |
| 3.5.3 水力停留时间的影响 |
| 3.5.4 进水pH值的影响 |
| 3.5.5 回流比的影响 |
| 3.6 UASB-MBBR处理吸收尾液工艺分析 |
| 3.6.1 最佳运行工况处理效果 |
| 3.6.2 生化工艺运行参数确定 |
| 第4章 吸收尾液处理工艺设计 |
| 4.1 设计基础资料 |
| 4.1.1 设计原则 |
| 4.1.2 设计依据 |
| 4.1.3 设计水质水量 |
| 4.2 工艺流程 |
| 4.2.1 工艺流程说明 |
| 4.2.2 工艺设计流程图 |
| 4.3 处理工艺构筑物设计 |
| 4.3.1 调节池 |
| 4.3.2 竖流沉淀反应器 |
| 4.3.3 微电解反应器 |
| 4.3.4 Fenton氧化反应器 |
| 4.3.5 UASB反应器 |
| 4.3.6 MBBR反应器 |
| 4.4 污泥部分设计 |
| 4.5 加药系统设计 |
| 4.6 管道设计 |
| 4.7 构筑物高程简图 |
| 第5章 工艺主体构筑物设计图及设备选型 |
| 5.1 PH调节罐 |
| 5.1.1 设计图及说明 |
| 5.1.2 配套设备 |
| 5.2 微电解反应器与FENTON氧化反应器 |
| 5.2.1 设计图及说明 |
| 5.2.2 配套设备 |
| 5.3 生化组合池 |
| 5.3.1 设计图及说明 |
| 5.3.2 配置设备 |
| 5.4 加药系统 |
| 5.4.1 设计图及说明 |
| 5.4.2 配置设备 |
| 5.5 平面布置 |
| 第6章 工艺概算及工程效益 |
| 6.1 工程预算 |
| 6.1.1 估算依据 |
| 6.1.2 工程投资估算 |
| 6.1.3 运行成本分析 |
| 6.2 工程效益 |
| 总结与建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（9）臭氧/微电解协同预处理印染废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 印染废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 印染废水的特点及危害 |
| 1.2.2 印染废水处理方法 |
| 1.2.3 处理方法对比分析 |
| 1.3 臭氧/微电解协同工艺研究进展 |
| 1.3.1 臭氧/微电解协同工艺原理 |
| 1.3.2 臭氧/微电解协同工艺研究进展 |
| 1.4 研究目的与主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水与试验试剂 |
| 2.1.2 微电解填料 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 模拟废水试验 |
| 2.3.2 实际废水试验 |
| 2.4 检测方法 |
| 3 臭氧/微电解协同工艺处理模拟废水研究 |
| 3.1 工艺比选 |
| 3.1.1 三种工艺对COD的去除效果 |
| 3.1.2 三种工艺对染料浓度的去除效果 |
| 3.1.3 三种工艺对苯胺浓度的去除效果 |
| 3.1.4 三种工艺的可生化性提高情况 |
| 3.2 初始染料浓度对处理效果的影响 |
| 3.2.1 ERB浓度对处理效果的影响 |
| 3.2.2 RBBR浓度对处理效果的影响 |
| 3.3 填料量对处理效果的影响 |
| 3.3.1 填料量对ERB废水处理效果的影响 |
| 3.3.2 填料量对RBBR废水处理效果的影响 |
| 3.4 初始pH对处理效果的影响 |
| 3.4.1 OIE工艺处理模拟废水时的pH值变化 |
| 3.4.2 初始pH值对ERB废水处理效果的影响 |
| 3.4.3 初始p H值对RBBR废水处理效果的影响 |
| 3.5 臭氧投加量对处理效果的影响 |
| 3.5.1 臭氧投加量对ERB废水处理效果的影响 |
| 3.5.2 臭氧投加量对RBBR废水处理效果的影响 |
| 3.6 动力学及降解历程分析 |
| 3.6.1 动力学分析 |
| 3.6.2 降解历程分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 臭氧/微电解协同工艺处理实际废水研究 |
| 4.1 实际废水正交试验 |
| 4.2 实际废水运行参数优化 |
| 4.2.1 对pH值的优化 |
| 4.2.2 对臭氧气体流量的优化 |
| 4.2.3 对臭氧气体浓度的优化 |
| 4.2.4 对填料量的优化 |
| 4.3 微电解填料重复利用试验 |
| 4.4 实际废水连续运行试验 |
| 4.5 铁离子溶出研究 |
| 4.6 臭氧/微电解协同工艺处理成本分析 |
| 4.7 中试设计 |
| 4.7.1 设计概况 |
| 4.7.2 设计计算 |
| 4.7.3 设计图纸 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望和建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（10）山西省某己内酰胺企业废水处理工艺改造的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 研究背景及意义 |
| 1.1 国内外己内酰胺的生产现状 |
| 1.1.1 己内酰胺生产与需要 |
| 1.1.2 己内酰胺生产主要工艺路线 |
| 1.2 我国己内酰胺生产废水现状与处理技术 |
| 1.2.1 铁碳微处理技术概述 |
| 1.2.2 芬顿氧化处理技术概述 |
| 1.2.3 鸟粪石沉淀法处理技术概述 |
| 1.2.4 SBR工艺处理技术概述 |
| 1.3 研究内容与研究意义 |
| 1.3.1 研究背景 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究意义 |
| 第二章 废水特征及改造工艺介绍 |
| 2.1 废水特征及主要成分分析 |
| 2.1.1 废水主要特征 |
| 2.1.2 废水主要成分分析 |
| 2.2 己内酰胺生产废水改造工艺 |
| 第三章 铁碳微电解法处理废水中CODcr |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 主要化学试剂及仪器设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 检测方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 进水pH对 CODcr去除率的影响 |
| 3.2.2 铁屑投加量对CODcr去除率的影响 |
| 3.2.3 铁碳质量比对CODcr去除率的影响 |
| 3.2.4 反应时间对铁碳微电解的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 芬顿氧化法处理废水中CODcr |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 主要实验仪器与实验试剂 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 检测方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 进水pH对 CODcr去除率的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2 投加量对CODcr去除率的影响 |
| 4.2.3 H_2O_2/Fe~(2+)摩尔比对CODcr去除率的影响 |
| 4.2.4 反应时间对CODcr去除率的影响 |
| 4.2.5 铁碳微电解法与芬顿氧化法比较 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 鸟粪石沉淀法处理废水中氨氮 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 主要实验仪器与实验试剂 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.1.4 检测方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 pH值对己内酰胺废水氨氮去除的影响 |
| 5.2.2 温度对己内酰胺废水氨氮去除的影响 |
| 5.2.3 Mg~(2+)与NH_4~+摩尔比对己内酰胺废水氨氮去除的影响 |
| 5.2.4 PO_4~(3-)与NH_4~+摩尔比对己内酰胺废水氨氮去除的影响 |
| 5.2.5 反应时间对己内酰胺废水氨氮去除的影响 |
| 5.2.6 鸟粪石沉淀法对有机物去除的影响 |
| 5.2.7 鸟粪石沉淀法副产物的X射线粉末衍射技术(XRD)分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 SBR生化法处理CODcr和氨氮 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 主要实验仪器与实验试剂 |
| 6.1.3 实验方法 |
| 6.1.4 检测方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 SBR反应器启动期间污泥活性分析 |
| 6.2.2 SBR反应器启动期间有机物的去除 |
| 6.2.3 SBR反应器启动期间氨氮的去除 |
| 6.2.4 曝气量对废水处理效果的影响 |
| 6.2.5 曝气时间对废水处理效果的影响 |
| 6.2.6 水力停留时间对废水处理效果的影响 |
| 6.3 芬顿氧化-鸟粪石沉淀-SBR生化法组合工艺处理效果分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、微电解反应器特性及应用研究（论文参考文献）
- [1]臭氧/微电解工艺对活性偶氮染料废水的处理及性能研究[D]. 徐向枝. 常州大学, 2021(01)
- [2]跌水曝气微氧升流式氧化沟设计与性能及其菌群结构、代谢规律研究[D]. 赵振东. 海南师范大学, 2021(12)
- [3]微电解及NTP净化垃圾渗析废水的研究[D]. 汪桐. 安徽理工大学, 2020(07)
- [4]铁炭微电解耦合生物反硝化脱氮机制及应用研究[D]. 李秋霖. 成都理工大学, 2020(04)
- [5]Fe/C强化中温两相厌氧处理养猪废水试验研究[D]. 谢明扬. 重庆交通大学, 2020(01)
- [6]基于铁基质生物载体的新型化粪池处理黑水[D]. 张超. 北京交通大学, 2020(03)
- [7]碳基纳米微电解材料去除四环素类抗生素污染物的机理及应用研究[D]. 刘雨知. 吉林大学, 2020(08)
- [8]高校实验室废气吸收尾液处理工艺研究[D]. 何茂林. 扬州大学, 2020(04)
- [9]臭氧/微电解协同预处理印染废水研究[D]. 解方. 北京林业大学, 2020(03)
- [10]山西省某己内酰胺企业废水处理工艺改造的研究[D]. 施晶森. 太原理工大学, 2020(07)