一、EM强化接触氧化法处理制药废水的试验研究（论文文献综述）
陈应运[1]（2021）在《铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究》文中研究指明我国每年数百亿吨工业含盐废水的排放及沿海地区的海水代用问题,加剧了污水治理工作负荷及难度。好氧颗粒污泥因结构致密、沉降性能好、生物量高、功能菌组成丰富及抗外界不利环境因子能力强等优势,使其在含盐废水的生物处理工艺中备受青睐。然而好氧颗粒污泥的形成受诸多因素牵制,操作条件较为苛刻,且耗时普遍较长;在应对工业上不同生产季节含盐废水水质波动大的问题时,好氧颗粒污泥自身调控较为滞后;加之我国北方地区冬季寒冷气候会进一步抑制生物酶活性,限制了好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的推广。针对以上问题,本研究首先开发了以铁基修饰的塔宾曲霉菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的好氧颗粒污泥简易培育方法,研究了其理化性质、生物活性、尺寸效应及形成机理;经盐梯度驯化形成耐盐颗粒后,探究外源添加Fe3O4促进系统应对高盐废水C/N波动冲击的可行性及机制;分离筛选出多株不同种属耐盐功能菌,按比例进行复配,形成低温下仍具较高脱氮效能的复合菌剂,投加至耐盐颗粒污泥系统,并探究了其对实际海产品加工废水生物强化处理效能提升的可行性与机理;研究结果能够为解决好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的瓶颈问题提供理论指导与技术支撑。（1）铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥性能及形成机理研究针对原生菌丝球内部菌丝缠绕相对疏松、生物絮凝性能较低的问题,本文采用不同Fe3O4纳米材料对塔宾曲霉（Aspergillus tubingensis,AT）菌丝球进行修饰,发现经Fe3O4@Si O2-QC纳米粒子修饰后的AT菌丝球内部结构变得更加致密,表面疏水性和表观粘度较未修饰前分别增加了45.41%和42.38%,生物絮凝性能提高。针对目前好氧颗粒污泥形成条件苛刻和耗时久的问题,本文构建了利用铁基修饰的菌丝球与絮状活性污泥共培养的简化培育方法,在优化条件下初步聚集在AT菌丝球上的活性污泥生物量可达1.54 g/g,初步形成的以AT为骨架（AT-based）的好氧颗粒污泥（AT-AGS）的比耗氧率（SOUR）可达58.03 mg O2/g VSS·h。初始AT-AGS经筛分后独自继续培养至第9天,便可形成具有较高生物活性（64.45 mg O2/g VSS·h的SOUR）和较优沉降性能（58.22 m/h的沉积速率）的成熟好氧颗粒污泥。结合污泥表面性质、XDLVO数学理论模型及群体感应信号分子调控等分析,揭示了颗粒污泥形成机理:表面带正电的AT菌丝通过静电吸附作用及三维网状骨架结构促使了絮状活性污泥的初始聚集,菌丝球和初步聚集的污泥微生物互作下,增加的c-di-GMP群体感应信号分子刺激分泌更多的疏水性及粘性胞外聚合物（EPS）,促进了后期絮状活性污泥在菌丝表面聚集,聚集在菌丝表面的污泥微生物生长繁殖,进一步增加颗粒生物量,形成成熟的AT-AGS。在高进水负荷条件下,AT-AGS对总氮和总磷的去除率分别比接种絮状活性污泥的高出12.24%和16.29%。高通量测序表明,AT-AGS的负责碳氮磷去除的功能物种的丰富度及多样性均高于接种的絮状活性污泥。（2）AT-AGS的尺寸效应研究针对不同尺寸的传统AGS在污染物去除性能及结构稳定性方面存在较大差异的问题,本文通过研究颗粒内部孔隙、细胞EPS组成与空间分布及颗粒表面特性等,分析了颗粒内部微环境对功能菌定植及丰度的影响。研究结果发现:随着粒径的增大,AT-AGS的总孔体积先减小后增大,而平均孔径则是先增大后减小;EPS分泌整体随着粒径的增加呈先增大后减小的趋势,但小尺寸颗粒（0.5-1.5 mm）GS的胞外蛋白含量最大（67.53 mg/g VSS）,而中等尺寸颗粒（1.5-3.0 mm）GM的胞外多糖含量最大（65.02mg/g VSS）,导致了微生物表面特性的差异,以此形成了不同尺寸颗粒不同的微环境。原位荧光杂交分析技术表明,AT-AGS的内部微环境差异调控着功能物种的空间分布。GS和GM降解有机物菌属的相对丰度比大尺寸颗粒（3.0-5.0 mm）GL约高出11%。GM硝化菌属和反硝化菌属的相对丰度比GS和GL高出1.09%～11.54%。生物酶活性方面的分析结果表明GM的脱氢酶、氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性高出GS和GL 1.32～3.09倍。实时定量PCR结果显示,GM的amo B、hao、nxr A、nxr B、nar G和nir S等功能基因的表达水平是GS和GL的1.31～37.55倍。（3）耐盐AT-AGS的形成及抗逆特性研究针对高盐胁迫因子严重抑制功能菌生长代谢、破坏菌种间稳定的相互作用的问题,本文采用盐梯度驯化方法培育耐盐功能菌,发现AT-AGS在6.25、12.5、25、37.5和50 g NaCl/L盐度条件下达到性能稳定状态的耗时比絮状活性污泥分别少4、5、8、7和8天,表现出更高的耐盐驯化效率。形成的耐盐AT-AGS在50 g NaCl/L盐度条件下的COD和氨氮去除率比耐盐絮状活性污泥分别高出11.83%和7.18%。耐盐的AT-AGS显示出更强的生物量截留能力（7.92 g/L的MLVSS）和更高的代谢活性（48.06 mg TF/g VSS·h的脱氢酶活性）。耐盐AT-AGS总胞外多糖含量（80.7 mg/g VSS）接近于耐盐絮状活性污泥（46.3 mg/g VSS）的2倍,在维持系统稳定中起着关键作用。高通量测序分析表明,耐盐驯化后AT-AGS保持了较高的微生物丰富度和多样性,耐盐的Marinobacterium（相对丰度为32.04%）演替为最主要的菌属。针对含盐废水同时存在水质C/N波动的问题,本文提出了利用铁元素协同抵抗双重胁迫的应对策略。通过向耐盐AT-AGS系统外源添加1.5 g/L Fe3O4,发现污泥响应高盐废水C/N波动冲击后达到性能稳定的耗时大幅缩短,各阶段COD、氨氮和总氮去除率较对照组高出2.27%～8.55%。Fe3O4的添加提高了系统在应对C/N波动时的功能菌截留能力,维持了污泥较高的絮凝活性,保障了系统较高的稳定性。此外,Fe3O4提高了污泥在C/N波动条件下的电子传递系统活性,促进了细胞维持较高的生物酶活性。（4）耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究针对实验室培养的耐盐多菌体系很难高效处理成分复杂且多变的实际含盐废水的问题,本文通过从海产品加工企业周围土壤分离筛选出2株耐盐氨氮利用菌、2株耐盐亚硝氮利用菌和3株耐盐硝氮利用菌,并依据环境因子耐受性试验结果,按比例复配,制备形成在低温（15℃）条件下具有较高综合脱氮性能的复合菌剂。将5%（w/w）复合菌剂分批次（在第1天和第10天分别投加2.5%）投加至耐盐AT-AGS系统,用于强化处理实际海产品加工废水,发现稳定状态下生物强化组的氨氮和总氮去除率较对照组分别高出12.13%和17.20%,氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性也比对照组分别高出60.00%、66.39%、61.97%和95.24%。（5）菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究最后考察了黑曲霉、烟曲霉、黄孢原毛平革菌和白色链霉菌等具有不同代表性的菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的可行性,发现4种菌丝球在优化条件下初步聚集的污泥生物量可分别达1.24、1.73、1.75和1.89 g/g,形成的初始颗粒的SOUR可分别达36.52、54.11、45.36和56.95mg O2/g VSS。筛分后继续培养都可以形成性能稳定的成熟的好氧颗粒污泥,呈现出较好的沉降性能、较高的生物酶活性和较强的污染物去除性能,表明利用菌丝球辅助絮状活性污泥造粒具有普适性。
张泽玺[2]（2021）在《复合电场耦合微生物协同处理中药提取废水的实验研究》文中研究说明随着中药产业快速发展,其对环境造成的影响也日益严重,中药提取废水具有高COD、高色度、可生化性差等特点,其处理研究受到国内外研究者的广泛关注。本研究通过电絮凝预处理中药提取废水、电生物耦合技术降解中药提取废水,探究电流密度、电压、极板间距、水力停留时间、极板材料等因素对废水的处理效果的影响,并通过分析特征点羟基自由基相对含量和不同工况出水的三维荧光光谱,探寻不同工况下的中药提取废水降解过程。利用高通量测序对比分析0V和最佳工况下阴阳极附近生物膜的群落构成,分析群落结构变化和优势菌属对中药提取废水降解的影响,从优势菌属功能上推测电化学在中药提取废水中的作用,探寻电生物耦合技术处理中药提取废水的机理,为进一步提高废水处理效率提供相应的理论支撑。设计制造了电絮凝装置和电生物耦合装置,装置壳体采用PP板进行焊制。电絮凝装置极板设置为Fe和Al极板,探究不同极板材料下各工况的处理效率,利用水杨酸捕获羟基自由基和分析原水及不同工况下三维荧光光谱,从机理上分析提高电絮凝处理中药提取废水效率的原因。电生物耦合装置阳极板材料为钛基二氧化钌,阴极为纯钛网,极板间设置球形填料。通过动态实验和静态实验,对比研究不同工况下中药提取废水处理效率,利用三维荧光光谱分析动态实验和静态实验最佳工况下的进出水水质变化,对比0 V和最佳工况下阴阳极附近生物膜的群落构成,从细菌和真菌两个方面分析外加电场对菌落结构的影响,分析优势菌属在电生物反应器中的作用。得出如下研究结论:（1）为探究电絮凝预处理中药提取废水的最佳工况,重点研究了极板材料、电流密度、水力停留时间、极板间距对废水处理效率的影响,并分析了电絮凝预处理中药提取废水机理。研究发现,电絮凝预处理中药提取废水的COD去除率与电流密度、水力停留时间呈正相关关系,较高电流密度下,5 cm极板间距下COD去除率高于2.5 cm。Al极板对中药提取废水的去除效率整体上高于Fe极板,Al极板生成的羟基自由基相对含量高于Fe极板,可能是其去除率较高的原因。电絮凝预处理中药提取废水的最佳工况为Al极板、HRT=45 min、极板间距为5cm、电流密度为50 m A/cm2,COD去除率为31.34%。通过对原水和不同工况下出水的三维荧光光谱分析,原水中富里酸类物质（区域Ⅲ）和类胡敏酸物质（区域Ⅴ）为主要污染物,最佳工况下,类色氨酸物质（区域II）去除率最高,为64.68%,富里酸类（区域Ⅲ）和胡敏酸类物质（区域Ⅴ）的去除率分别为40.48%和62.72%,类酪氨酸物质（区域I）和可溶性微生物降解副产物（区域Ⅳ）的去除率分别为33.35%和52.18%。（2）为探究电生物耦合技术降解中药提取的最佳工况,设计了不同电压、水力停留时间对废水处理效率的影响,并对比了动态实验和静态实验对中药提取废水的处理效果。动态实验中,随着HRT增长,COD去除率呈明显上升趋势,HRT为36 h时COD去除率为（92.62±1.28）%。电压在0～10 V内,COD去除率与电压呈正相关关系,电压为10 V、水力停留时间为24 h的COD去除率为83.62%。电压10～27 V内,随着电压升高,COD去除率呈下降趋势,较高的电压抑制了微生物作用可能是废水处理效率下降的主要原因。静态实验中,反应时间为24 h,0 V时COD去除率为56.85%,电压为10 V时COD去除率最佳,达到98.97%,27 V时,COD去除率仅为33.33%,说明电生物耦合作用处理中药提取废水效率高于仅微生物或仅电化学作用下的COD去除率。（3）利用水杨酸对电生物反应器中的羟基自由基进行捕获,电压由5 V到10 V的变化过程中,羟基自由基相对含量逐渐升高,高于10 V后,羟基自由基相对含量呈下降趋势。羟基自由基可与废水中的难生物降解物质发生反应,提高废水可生化性,从而提高微生物对中药提取废水的处理效率,通过对原水、动态实验最佳工况出水、静态实验最佳工况出水的三维荧光光谱分析可知,荧光峰区域荧光强度明显下降,动态实验和静态实验Peak T1荧光强度分别下降了69.26%和86.89%。利用FRI对荧光区域积分标准体积,动态实验最佳工况出水类色氨酸物质去除率最高,为85.56%,胡敏酸类物质和类酪氨酸物质的去除率分别为83.24%和80.09%,可溶性微生物降解副产物的去除率最低,为66.07%。静态实验各区域标准积分体积去除率均高于动态实验最佳工况出水,胡敏酸类物质、类酪氨酸物质和类色氨酸物质的去除率分别为92.77%、92.46%和91.04%。（4）通过高通量测序分析0V和最佳工况下阴阳极板附近生物膜群落结构。共获得细菌群落29门、76纲、171目、311科、600属。电生物反应器10 V时阴、阳极板两侧生物膜和0 V时生物膜的细菌群落多样性呈现较大差异。10 V时阴阳极板周边生物膜中优势菌门为Proteobacteria、Bacteroidetes和Firmicutes,相对丰度分别为50.28%和72.19%、32.87%和9.58%、9.19%和4.20%,其对复杂有机物和抗生素等难降解物质有较好的去除作用;在属水平上,10 V下的微生物优势菌属较0 V增加了Rivicola、Zoogloea、Arcobacter、Paludibacter、Desulfobulbus、Sphaerotilus、Acinetobacter、Lentimicrobiaceae等。Zoogloea在极板周边相对丰度显着提高,分别为10.03%和52.55%,其对制药废水中醇类、甲苯、长链烃等物质的去除起着重要作用,同时电生物反应器生物膜中Desulfobulbus、Sphaerotilus和Acinetobacter可以降解制药废水中的简单有机物和芳香烃。真菌群落共获得10门、30纲、58目、104科、168属,0V与阴阳极板附近生物膜真菌群落差异较大,阴阳极附近生物膜真菌群落差异较小。属水平上,Eukaryota在三个样品中所占丰度最高,分别为67.53%、83.47%和86.48%,其对顽固性酸和低氮底物有较好的去除效果。
张寒旭[3]（2020）在《Fe3O4/GO对制药废水的紫外光催化性能及吸附特性的研究》文中指出制药工业既是我国的重要支柱产业,又是一项治病、防病、保健、计划生育的社会福利事业。但制药工业产生废水污染问题多年来制约其发展,是当今社会面临的一个重大环保问题。制药废水水质复杂,中间产物多、毒性强、盐分高、COD高、氨氮浓度高,可生化性差,利用生物法降解比较困难。近年来,光芬顿和吸附法在处理制药废水方面得到了广泛应用。以石墨为原材料,采用改进Hummers制作氧化石墨烯（GO）,在高温高压的条件与氯化铁（Fe Cl3·6H2O）在碱性环境中发生络合反应合成氧化石墨烯负载纳米四氧化三铁（Fe3O4/GO）磁性复合材料。用X射线衍射仪（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、EDS、傅里叶红外光谱仪（FT-IR）、紫外可见光吸收仪（UV-vis）等对合成的材料进行表征。XRD衍射图谱看出合成的Fe3O4/GO依次在（30.1°）、（35.4°）、（43.8°）、（54.8°）、（57.2°）、（63.1°）等六个位置出现了明显的特征峰,分别与四氧化三铁晶体结构结构中的（220）、（311）、（400）、（422）、（511）和（440）晶面衍射峰相对应。SEM扫描图片可以看出Fe3O4颗粒负载在GO表面。傅里叶红外光谱分析表明石墨经过深度液相氧化在其表面引入烷氧基（-OCH3）、环氧键（C-O-C）、羰基（C=O）、羟基（-OH）、碳碳双键（C=C）等官能团,Fe3O4/GO还含有Fe-O键。紫外可见光吸收光谱表明GO在230nm左右的位置上存在一个吸收峰,而氧化石墨烯负载纳米四氧化三铁（Fe3O4/GO）在250nm左右的位置上出现了一个小吸收峰。首先将制作的Fe3O4/GO作为催化剂构建光芬顿体系用于处理化学原料药废水,试验主要以COD为衡量指标考察了光芬顿体系的影响因素,得到最佳反应条件。当废水p H为3,H2O2（30%）浓度0.10mol/L,Fe3O4/GO投加2.0g/L,反应120min,COD去除率为88.1%,BOD的去除率为84.1%,废水的可生化性由0.22提高到0.46,可生化性有较差变为较好。分析了光芬顿处理化学原料药废水的机理。其降解废水主要通过以下三种可能的途径:光芬顿催化反应产生·OH可以降解大分子有机物,生成小分子物质;进水中结构复杂的杂环类有机物,在·OH的作用下,环状结构被破坏,最后生生了H2O和CO2及一些分子结构简单的中间产物;进水中的有机物醇类物质所占百分比最大,出水中直链烷烃类物质所占百分比最大,还有一定比例的卤代烃,醇类物质会开环并且发生取代反应和消去反应生成卤代烃和烷烃类物质。接着将制作的Fe3O4/GO作为吸附剂吸附处理化学原料药废水,试验主要以COD为衡量指标考察了吸附的影响因素,得到最佳吸附条件。当Fe3O4/GO投加3.0g/L,反应10h,COD去除率为64.5%。Fe3O4/GO吸附处理化学原料药废水为混合型吸附,并且便于回收再生,可重复利用性高。
陈丹[4]（2020）在《电离辐照去除水体及抗生素发酵菌渣中抗生素的研究》文中指出由于抗菌素对人类健康和生态环境的抗药性和抗生素发酵残留物的安全处理,从水溶液及固体菌渣中消除抗生素已成为我国亟待解决的问题。本文以β-内酰胺类抗生素头孢菌素C（CEP-C）和大环内酯类抗生素红霉素（ERY）为代表,研究了电离辐照对头孢类抗生素和红霉素的去除效率以及降解机制,考察了抗生素的去除效率以及辐照对菌渣的微生物种群结构以及蛋白质等营养物质的影响规律,探索了电离辐照联合强化作用去除抗生素和抗性基因的方法。1.γ射线能有效降解水溶液中的CEP-C和ERY,使用γ射线辐照在2.5kGy下观察到CEP-C对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的抗菌活性完全消失,LC-MS和抗菌活性分析表明,电离辐照辐照破坏了ERY的14元环和CEP-C的活性位点。2.研究对比60℃和90℃进行热处理、臭氧氧化与电离辐照,在处理抗生素发酵菌渣的去除率上,电离辐射处理大于热处理和臭氧氧化处理;就去除ARGs而言,γ射线辐射（74.2%）远高于热处理（26.9%-37.1%）和臭氧化（64.6%）;在实验条件下,γ射线辐照和热处理对CEPF菌渣中总COD和多糖和蛋白质等营养物质的含量影响不大,而这些物质也可以被臭氧氧化,导致总溶解性和可溶性COD、营养物质和pH值大大降低。处理后,群落的丰富度和多样性都有所提高,群落种群变化显着。3.γ射线辐射和PMS氧化技术,可减少红霉素菌渣中的抗生素和ARGs。在25-50 kGy的吸附剂量和50-100 mM的PMS剂量下,分别在γ/PMS系统中除去了约49-55%的ERY和96%以上的ARG。经过γ/PMS处理后,与ARGs相关的细菌被分配到变形菌门（Proteobacteria）中的气单胞菌属（Aeromonas）,未分类的肠杆菌属（unclassified Enterobacteriaceae）丰度降低。考虑到处理性能和操作费用,建议使用25 kGy和50 mM PMS进行EB/PMS处理,操作成本约为$3.8-6.3/t。
孟家兴[5]（2020）在《三羟甲基丙烷装置废水两相厌氧预处理工艺研究》文中认为本文针对三羟甲基丙烷（TMP）装置废水的特点,重点解析了该废水的水质特征及生物处理毒性,并分析出废水对厌氧微生物的抑制程度;进一步研究了TMP装置废水的水解酸化-产甲烷预处理工艺,优化工艺运行参数;在此基础上,探讨了两相厌氧预处理工艺对特征有机物的去除效果。取得的主要结论如下:TMP废水中主要特征有机物有2-乙基己醇、三羟甲基丙烷、2-乙基己基醛、异辛酸、丁基异硫氰酸酯和丁酸癸酯等,是废水毒性的重要来源。TMP废水毒性结果显示,厌氧产酸菌对毒性物质的抵抗能力高于产甲烷菌,其厌氧产酸和产甲烷毒性试验半抑制效应浓度(EC50)分别为342.25mg COD/（g·VSS）和205.29mg COD/（g·VSS）。两相厌氧工艺启动阶段,反应器连续运行90d,反应器首端进水为中性,两反应器HRT和回流比均分别为24h和3:1,逐步提升首端进水有机负荷。反应器进水有机负荷从1.5kg COD/（m3·d）升高到6.5kg COD/（m3·d）后,水解酸化相COD去除率稳定在33.4%左右,产甲烷相COD去除率稳定在61.6%左右。通过分析微生物分泌物EPS组分、EPS三维荧光光谱和污泥特性,两反应器中微生物运行状态良好。两相厌氧工艺运行参数调控阶段,通过一系列的试验分析,最终水解酸化反应器优化参数HRT为18h,pH为6.0,回流比为3:1;产甲烷反应器优化参数HRT为24h,回流比为3:1。水解酸化相COD去除率稳定在24.8%左右,产甲烷相COD平均去除率为81.1%。两反应器分别在最优工况条件下运行稳定后,测得水解酸化出水中特征有机物得到了有效分解,而且乙酸、丙酸和丁酸含量增加,提高了酸化度,降低了产甲烷生物处理毒性。水解酸化出水再经产甲烷反应器处理后原始废水中特征有机物30种减少至9种,且含量较高的2-乙基己醇和三羟甲基丙烷未检测出。
王璞玉[6]（2020）在《香茅醇假单胞菌PY1的喹啉降解性能及在MBBR中的生物强化作用》文中研究说明喹啉作为一种典型的含氮杂环化合物存在于各种天然产物中,随着现代化工业的发展,喹啉也被用作重要的溶剂和工业原料。含喹啉废水排放至水体中会严重危害动植物的生长和人类健康。对含喹啉废水的处理生物法是一种常用的方法,但传统生物法处理效果差、对目标污染物有良好去除能力的某种微生物或群落在废水环境中竞争力弱。因此,生物强化技术被认为是解决此问题的有效方法。本研究从焦化废水中筛选获得一株高效喹啉降解菌,首先系统研究了该菌株的喹啉降解性能及不同因素对喹啉降解性能的影响。随后运用HPLC/MS分析了菌株PY1的喹啉代谢中间产物,初步提出了喹啉的代谢路径。然后,将此菌株作为强化菌接种于连续式MBBR反应器,并从喹啉降解效果、代谢路径及微生物多样性等方面研究了其喹啉降解特性,最后研究强化MBBR反应器对实际含喹啉废水的降解性能,研究结果将为该菌株的实际应用提供实验理论指导。所得主要结论如下:（1）从焦化废水中新筛选了一株以喹啉为唯一碳源、氮源的菌株,命名为PY1。经16S rDNA基因组测序并结合菌体的形态观察、生理生化特性实验,最终鉴定该菌为香茅醇假单胞菌属。该菌可在18 h之内去除300 mg/L喹啉,并对COD有良好的去除效果。（2）菌株PY1生长及喹啉降解的最佳条件为:培养温度为30-35℃,溶解氧浓度4.69 mg/L和pH 7.0-9.0。一定浓度的外加碳源对喹啉的生物降解具有促进作用,且此浓度存在一个最佳值,超出此值将不再促进。Zn2+对PY1的毒性小于Cd2+,在50 mg/L Zn2+和30 mg/L Cd2+条件下可有效去除喹啉。（3）通过HPLC/MS分析,确定了喹啉生物代谢过程中的五种主要中间产物。以中间产物和气体检测实验为基础分析,提出菌株PY1通过典型的8-羟基香豆素途径代谢喹啉。（4）将PY1接种于连续式MBBR反应器中,当进水喹啉浓度为300mg/L、HRT为24 h、温度30℃时反应器的喹啉去除率由65%提高到了99.0%以上,这表明菌株PY1成功强化了连续式MBBR反应器的喹啉降解性能。强化后反应器在进水pH 7.0-8.0、HRT 24-28 h、进水喹啉浓度为100-700mg/L条件下可有效去除喹啉,喹啉去除率均可达90.0%。将强化后MBBR反应器用于处理实际焦化废水,喹啉（约35 mg/L）、苯酚（约201 mg/L）、COD（约1398 mg/L）去除率分别可达99.9%、99.0%、89.0%。（5）运用HPLC/MS分析了强化MBBR系统微生物的喹啉代谢中间产物,主要检测到喹啉、2（1H）-喹诺酮、8-羟基-2（1H）喹诺酮、8羟基香豆素、2,3-二羟基苯丙酸、2-氨基-3-羟基苯丙醛六种中间产物。基于以上研究提出了强化系统的喹啉代谢路径。（6）从门、纲、属三个层次研究了强化前后的菌群结构。表明PY1接种后菌群结构发生明显变化。尽管PY1在长期操作后失去了优势,然而考虑到长期操作过程中喹啉的有效去除,PY1的接种对有效微生物群落的形成起着关键作用。
刘向阳[7]（2020）在《3D-RBC+BCO组合工艺处理高氨氮废水及生物特性研究》文中指出畜禽养殖污染是我国主要的农业面源污染之一,也是国家“十三五”水污染防治行动计划重点解决的问题之一。畜禽养殖废水中COD、NH4+-N和SS等污染物浓度很高,排入受纳水体将对生态环境和人类健康带来潜在危害。现有处理工艺主要以用厌氧-好氧或厌氧-自然组合工艺为主,对常规的有机物有较好的去除,但对高浓度氨氮的去除尚存较大难度。针对该类废水中高浓度氨氮去除难的问题,开发高效、经济的水处理技术势在必行。本研究以养猪场固液分离后原液和厌氧发酵后沼液作为研究对象。针对原液高有机物、高氨氮特性,基于部分异养硝化-好氧反硝化（Heterotrophic nitrification-aerobic denitrification,简称HN-AD）复合菌具有耐高氨氮、高有机物和高效脱氮的特性,借助菌剂挂膜技术,构建了三维结构生物转盘+生物接触氧化（3D-RBC+BCO）组合工艺。采用好氧3D-RBC预处理替代厌氧发酵,充分利用原液中的碳源进行脱氮,源头大幅削减污染物浓度;借助BCO单元深度处理3D-RBC出水,达到排放要求。研究了3D-RBC和BCO单元菌剂挂膜启动过程、参数优化阶段污染物的去除效果以及微生物群落结构的变化规律,考察了组合工艺对原液处理后的达标情况。针对沼液寡营养、高氨氮的水质特征,采用耐高氨氮、适应贫营养生长的HN-AD复合菌挂膜启动3D-RBC+BCO组合工艺。研究了寡营养条件下菌剂挂膜启动情况,考察了溶解氧（DO）浓度和C/N对污染物去除效果的影响。同时,借助高通量测序技术揭示了组合工艺寡营养条件下仍可以高效脱氮的微观机理。主要结论如下:1、采用HN-AD复合菌挂膜启动3D-RBC预处理原液,仅需15d就完成了3D-RBC的快速挂膜。采用调节盘片线速度和C/N的方式,仅65d实现了HN-AD菌在反应器中的富集及工艺的启动。采用该工艺对原液进行处理,COD、NH4+-N、TN的去除率高达69.8%、87.9%和79.5%,污染物削减效果明显优于传统工艺。高通量测序结果表明,生物膜内具有HN-AD功能的优势菌由盐单胞菌属（Halomonas）、不动杆菌属（Acinetobacter）逐渐变为丛毛单胞菌属（Comamonas）、嗜氢菌属（Hydrogenophaga）等,且后者的相对丰度逐渐上升。扫描电子显微镜结果也与生物多样性分析结论一致,证实丛毛单胞菌属（Comamonas）、嗜氢菌属（Hydrogenophaga）在氨氮源头削减中发挥主要作用。2、以HN-AD菌生物强化BCO工艺处理3D-RBC出水。前期污泥驯化阶段发现,NH4+-N浓度高于500 mg/L时,污染物去除率明显降低,经HN-AD菌剂生物强化后,耐受NH4+-N浓度可高于600 mg/L且能保持污染物的高效去除。采用HN-AD生物强化的BCO处理3D-RBC出水,对NH4+-N、TN和COD的平均去除率分别为86.9%、70.5%和74.4%,出水浓度远低于《畜禽养殖业污染物排放标准（GB18596-2001）》限值。高通量测序结果表明,生物膜内属于HN-AD菌的优势菌由Alcaligenes这一种菌属增加为生物强化后的Diaphorobacter、Acinetobacter和Thauera等多种菌属,且Acinetobacter菌属的相对丰度明显高于接种菌剂。证实Acinetobacter等HN-AD菌在3D-RBC的深度脱氮中发挥关键作用。3、在真实沼液条件下,采用HN-AD复合菌作为接种菌剂,仅用12d和18d就分别完成3D-RBC和BCO反应器的挂膜启动,同时组合工艺对COD、NH4+-N和TN的去除率分别稳定在94.8%、95.7%和80.1%,出水优于城镇污水厂排放一级B标准。在对3D-RBC反应器DO和C/N的优化过程中,增设底曝后COD、NH4+-N和TN等指标的去除率分别降低了25.4%、15.4%和15.5%。高通量测序结果显示,增加底曝后3D-RBC盘片生物膜中生物多样性明显增加,但HN-AD优势菌属丰度显着降低,导致脱氮效率下降;贫营养型Acinetobacter、Pseudomonas菌属是3D-RBC可以对真实沼液高效脱氮的关键,提高C/N会显着降低其丰度,进而影响脱氮效果。
符昊[8]（2020）在《生物强化SBR系统对磷霉素制药废水处理效果研究》文中指出磷霉素制药废水是一种高毒性、高有机物浓度的难于被生物降解的抗生素类制药废水,目前该类废水的处理主要应用物理化学技术,急需开发运行成本低、处理效果好、运行稳定的生物处理工艺。本文以磷霉素环氧废水为处理对象,采用磷霉素高效菌与好氧颗粒污泥技术和SBR工艺相结合,对该类废水进行处理,主要研究内容和结论如下:（1）磷霉素高效菌处理磷霉素废水的最佳复配比研究为了检测3株磷霉素降解菌在复配前后对高浓度磷霉素环氧废水的去除率和获得最佳复配比,采用3支磷霉素降解菌P1、P2、P3及其复配菌在p H=7、30℃、转速120r/min条件下分别对含有890 mg/L以上磷霉素的环氧废水进行降解实验。结果表明:实验运行132h后,菌株P1、P2、P3对环氧废水TOC去除率分别为87.29%、88.62%、85.55%,对磷霉素去除率分别为11.63%、12.68%、9.57%,3株菌在降解环氧废水时均有较好生长趋势;P1、P2、P3展示了对高浓度磷霉素环氧废水的极好的耐受力。当3株编号为P1、P2、P3的单株磷霉素降解菌复配比例为3:3:2时,复配菌剂对磷霉素环氧废水去除效果最好,磷霉素去除率可达45.02%;在此比例下,环氧废水的发光菌光损失从61%降低至40%,表明其生物毒性得到有效降低。该比例的获得可为使用该菌剂对生物法降解磷霉素环氧废水的生物强化提供参考。（2）高效菌强化SBR反应器处理磷霉素环氧废水研究为检验经磷霉素高效菌生物强化效果和污泥形态对磷霉素实际废水降解效果的影响,设计实验为1号反应器不投加高效菌培养絮状污泥、2号反应器投加高效菌进行生物强化并培养絮状污泥、3号反应器投加高效菌生物强化并培养好氧颗粒污泥,并对比了各实验方案对磷霉素实际废水的降解效果。SBR系统运行105d后,未投加磷霉素高效菌培养絮状污泥的反应器、投加高效菌进行生物强化培养絮状污泥的反应器和投加高效菌进行生物强化培养好氧颗粒污泥号反应器对反应器进水的COD去除率分别为55.88%、65.22%、70.41%。对反应器进水的氨氮去除率分别为85.21%、85.83%、85.92%。对反应器进水的TP去除率分别为21.81%、24.98%、28.12%,可知经生物强化并培养好氧颗粒污泥的实验对废水水质净化效果最好。从污泥指标上看,截至实验结束经生物强化并培养好氧颗粒污泥的SBR反应器中活性污泥生物量最多、生物活性最强、污泥沉降性最好,并对出水毒性有明显的削减效果,说明该运行状态下活性污泥的生存状态最好。实验结果表明,经高效菌生物强化并与好氧颗粒污泥联合培养的实验方案最适用该类实际废水的处理。本实验的研究成果,将为磷霉素高效菌应用于解决城市废水中磷霉素抗生素污染提供技术支撑。
张春飞[9]（2020）在《臭氧及活性炭联合SBBR工艺处理制药园区污水厂二级出水的实验研究》文中研究说明制药废水具有水质、水量波动大,难降解污染物含量高、对微生物抑制性强等特点,制药园区的综合污水处理厂作为制药废水的终端处理场所,必须具备良好的除污效能,才能适应不断严格的排放标准。本课题以河北省某制药园区综合污水处理厂的提标改造工程为背景,通过对该污水厂现有处理工艺运行情况的现场调研及问题诊断,拟通过投加悬浮载体填料来强化现有生化单元处理效能,并提出以臭氧-活性炭工艺作为深度处理的改造思路。本论文以该污水厂二级生化出水为研究对象,以GB18918-2002的一级A出水要求为处理目标,通过臭氧及活性炭联合SBBR的组合工艺展开一系列实验研究,以期为该污水厂后续的改扩建工程设计提供一定的指导作用。实验采用自制的SBBR反应器对该污水厂二沉池出水进行强化生物处理,在“聚氨酯+高密度聚乙烯”组合填料30%的投加量下,经过35天的挂膜及微生物驯化过程后,反应器对二级出水的处理效果趋于稳定,出水COD、TN、色度分别稳定在88mg/L、26mg/L、105倍,去除率分别为33%、21.21%及19.2%,由于实验进水氨氮浓度较低,经SBBR反应器处理后,出水氨氮浓度可以稳定达到一级A标准（NH4+-N<5mg/L）,氨氮去除率在80%以上。为进一步提高SBBR单元的处理效果,实验分别对反应器缺氧段外碳源投加量、碳源投加方式、好氧段曝气量等运行工况进行了优化,实验结果表明:外碳源的投加显着提高了系统的脱氮效果,当COD外碳源/TN=1.5时,出水TN可降至11.6mg/L左右,满足一级A的出水要求,同时,外碳源对制药废水中的难生化降解有机物产生了一定的共代谢作用,导致出水COD浓度随外碳源增加略有下降;外碳源的不同投加方式对COD去除效果影响不大,但一次性投加碳源模式下的脱氮效果却明显好于分批投加模式;对SBBR反应器好氧段的溶解氧量的优化结果表明,为保障SBBR反应器对有机物的高效降解,须满足反应器内好氧段溶解氧大于3.5mg/L。基于SBBR单元出水色度和COD仍超出排放限值的特点,通过向反应器投加粉末活性炭的方式来强化处理效果,实验结果表明随着活性炭投加量的增大,出水COD不断减小,在50mg/LPAC投加量下,出水COD可降至72mg/L左右,出水色度可稳定在85倍左右;通过分析投加粉末活性炭对SBBR单元除污效果的贡献得知,投加粉末活性炭后反应器对COD去除率的增值只是由活性炭自身的吸附效果引起的,即活性炭的投加并没有提高反应器内微生物的总体去除效果,也表明反应器内累计的饱和活性炭并没有被微生物所再生。臭氧氧化工艺对SBBR单元出水的深度处理实验研究表明,出水COD随臭氧接触时长的增大而不断降低,在本实验臭氧发生器工况下,若单独依靠臭氧氧化使出水COD达标所需要的接触时长为140min,其中接触时间为60min时出水色度即可达标,该接触时长下出水COD浓度为58.5mg/L,COD去除率为17.8%,对UV254的平均去除率为39%。另外,在低pH和低温条件下臭氧氧化效果较差,因此,在污水厂实际运营过程中,要考虑冬季水温较低情况下臭氧氧化单元的保温措施,以维持臭氧的处理效率,避免臭氧的无效供给。利用活性炭比选实验选择的最佳炭型分别采用GAC和BAC单元处理臭氧氧化出水,以进一步降低出水COD。其中GAC单元对COD的吸附效果与接触时长密切相关,接触时间越长,处理效果越好,并且在吸附初始阶段,GAC出水COD浓度可降至很低水平,可用于高品质再生水的生产,同时失效活性炭可以被臭氧氧化再生;BAC单元处理臭氧氧化出水的结果表明,HRT控制在25.4min时,出水COD可降至48.5mg/L左右,平均去除率为16.4%,能够使出水COD稳定满足一级A的排放要求。
焦军强[10]（2020）在《甘肃某中药企业制药废水处理工程实践》文中研究说明甘肃省的气候环境条件非常适宜中药材的生长,为我国中药材大省,然而中药制药废水具有水量及水质变化大、污染物的成分复杂多变、有机物含量高、可生化性较差、处理难度大等特点,如果不经处理直接排放,势必会对当地环境和生态造成破坏,并浪费宝贵的水资源,因此必须对其进行处理,达标后放可排放或回用。本文以日产废水量为200m3/d的甘肃省某企业中药制药企业为研究对象,根据废水进水水量、水质、现行的排放标准,结合现行规范、以往的工程经验以及对制药废水常用的处理方法采用综合比较法进行比选,确定了适合本项目的处理工艺;并对工艺的主要处理单元进行了可行性实验研究,以探究处理工艺的可行性;在此基础上,对主要处理单元的设计参数进行了分析,进行了工艺的工程设计及运行成本分析;最后,通过实际水质监测数据,对工程运行效果进行了分析研究。该课题为同类废水处理的工艺流程选择及参数分析等提供一定的参考,对保护当地环境,防止污染起到了积极的作用。主要研究成果如下:1、通过实际检测及参考同类水厂进水水质,综合分析确定了本中药废水的设计进水水质——COD:5000mg/L,BOD5:1300mg/L,SS:1500mg/L,氨氮40mg/L,油类:25mg/L,pH:6-8;经处理后排放水需要满足《中药类制药工业水污染物排放标准》（GB21906-2008）,回用水需要满足《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T18920-2002）。2、通过综合对比分析现阶段常用的几种制药废水处理的工艺的处理效果、优缺点及其适用条件,确定了本项目的主要处理工艺为:对于排放水:调节→混凝沉淀→水解酸化→IC反应器→A/O→竖流式二沉池→消毒→排放;对于回用水,在上述基础上,进行了深度处理,即:采用中水处理设备→中水池→回用（厂内绿化和浇洒道路）3、通过对中药制药废水进行混凝实验,确定选用PAC为处理该中药废水的混凝剂、PAM为助凝剂,PAC最佳的投加量为80mg/L,PAM最佳的投加量为4mg/L。对COD去除率最高可达29%。生化法对COD、氨氮去除效果好,曝气18h时的去除率分别为86%、88%。实验结果表明,处理该中药废水采用混凝沉淀和生化法为主要处理工艺可行。4、从处理效果、运行成本等角度出发,根据进水水质情况及目前相关规范的规定,通过实验及参考同类水厂中处理构筑物的水力停留时间、COD的容积负荷等设计参数,进行了参数分析,确定了该污水处理站的水解酸化池的容积负荷为5.0kgCOD/（m3·d）、IC反应器的容积负荷为8.2kgCOD/（m3·d）,A池的水力停留时间为5.7h,生物接触氧化池总的水力停留时间为18.4h,容积负荷为0.39kgCOD/（m3·d）等。在此基础上,进行了主要构筑物的设计计算,确定了主要构筑物的尺寸,对污水处理站进行了工程设计,并且对其相应的配套设备进行了选型。5、污水处理站运行后3年多的监测数据表明:该系统对COD、氨氮、浊度等的平均去除率分别为99.12%,88.89%,99.37%,排放水达到了《中药类制药工业水污染物排放标准》（GB21906-2008）,回用水满足了《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T18920-2002）。表明该系统处理效果好、运行稳定,设计工艺满足该制药厂废水处理的要求,并且各废水处理构筑物的设计参数及设备的选型也均符合实际要求。6、对污水处理站的运行成本进行分析,得出每处理1立方米污水所需要的费用为3.2元。
二、EM强化接触氧化法处理制药废水的试验研究（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、EM强化接触氧化法处理制药废水的试验研究（论文提纲范文）
（1）铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水生物处理概述 |
| 1.1.1 含盐废水来源及特征 |
| 1.1.2 含盐废水生物处理现状 |
| 1.2 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的发展与特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.2.3 影响好氧颗粒污泥形成的因素 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用 |
| 1.3 菌丝球概述 |
| 1.3.1 菌丝球形成及特性 |
| 1.3.2 菌丝球的应用现状 |
| 1.4 铁对废水生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对功能物种生物活性的影响 |
| 1.4.2 铁元素对污泥结构的影响 |
| 1.5 生物强化在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 NPs修饰AT菌丝球及其性能 |
| 2.3.2 AT菌丝球辅助絮状活性污泥聚集 |
| 2.3.3 初始AT-AGS形成机理 |
| 2.3.4 AT-AGS成熟过程及机理 |
| 2.3.5 AT-AGS的污染物去除效能 |
| 2.3.6 AT-AGS的微生物群落演变和主要功能物种 |
| 2.3.7 AT-AGS的尺寸效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 耐盐AT-AGS的形成及抗逆机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的COD去除性能 |
| 3.3.2 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的氮去除性能 |
| 3.3.3 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的理化性质和生物活性变化 |
| 3.3.4 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的EPS变化 |
| 3.3.5 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的微生物群落结构 |
| 3.3.6 耐盐絮状活性污泥和耐盐AT-AGS的重金属吸附性能 |
| 3.3.7 Fe_3O_4强化耐盐AT-AGS处理C/N波动的高盐废水 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 耐盐氨氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.2 耐盐亚硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.3 耐盐硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.4 复合菌剂的制备及脱氮性能 |
| 4.3.5 复合菌剂强化处理海产品加工废水的投加策略选择 |
| 4.3.6 不同复合菌剂投机策略对污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 丝状菌辅助活性污泥絮凝造粒的接种策略评估 |
| 5.3.2 预制菌丝球的性能优化 |
| 5.3.3 菌丝球辅助活性污泥絮凝初始造粒 |
| 5.3.4 菌丝球-颗粒污泥的成熟过程 |
| 5.3.5 成熟菌丝球-颗粒污泥的污染物去除性能 |
| 5.3.6 菌丝球-颗粒污泥的关键酶活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（2）复合电场耦合微生物协同处理中药提取废水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 中药提取废水处理研究概况 |
| 1.1.1 中药提取废水的特点 |
| 1.1.2 中药提取废水处理技术研究进展 |
| 1.1.2.1 物化处理技术 |
| 1.1.2.2 生物处理技术 |
| 1.1.2.3 物化-生物处理技术 |
| 1.2 电絮凝技术研究概况 |
| 1.2.1 电絮凝技术基本原理 |
| 1.2.2 电絮凝技术的研究进展 |
| 1.3 电-生物耦合技术研究概况 |
| 1.3.1 电-生物耦合技术原理 |
| 1.3.2 电-生物耦合技术处理效率影响因素 |
| 1.3.2.1 反应器构型 |
| 1.3.2.2 电极材料 |
| 1.3.2.3 电压 |
| 1.3.2.4 温度 |
| 1.3.2.5 其他因素 |
| 1.4 研究目的意义和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 技术路线和主要研究内容 |
| 1.4.3 课题来源 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 污泥接种驯化 |
| 2.4 实验方法 |
| 3 电絮凝预处理中药提取废水的研究 |
| 3.1 实验设计 |
| 3.2 不同条件下的COD去除效率 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同电流密度下的羟基自由基产生量 |
| 3.3.2 不同电流密度下进出水物质种类变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电-生物耦合技术降解中药提取废水的研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.2 不同电压下的COD去除效率 |
| 4.3 不同水力停留时间下的COD去除效率 |
| 4.4 静态试验不同电压下的COD去除效率 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 不同电压下的羟基自由基产生量 |
| 4.5.2 不同电压下进出水物质种类变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 电-生物反应器微生物群落多样性分析 |
| 5.1 高通量测序数据分析 |
| 5.1.1 细菌群落结构多样性分析 |
| 5.1.2 真菌群落结构多样性分析 |
| 5.2 微生物群落结构分析 |
| 5.2.1 细菌群落结构多样分析 |
| 5.2.2 真菌群落结构多样分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其他成果 |
（3）Fe3O4/GO对制药废水的紫外光催化性能及吸附特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.2 制药废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 Fe_3O_4/GO的研究概况 |
| 1.3.1 Fe_3O_4/GO材料成分的介绍 |
| 1.3.2 Fe_3O_4/GO的制备 |
| 1.3.3 Fe_3O_4/GO材料的应用 |
| 1.4 课题的主要研究内容、目的意义及技术路线 |
| 1.4.1 研究的目的与意义 |
| 1.4.2 本文研究的主要内容及技术路线 |
| 2 Fe_3O_4/GO复合材料的制备与表征 |
| 2.1 主要的实验试剂及仪器 |
| 2.1.1 主要的化学试剂 |
| 2.1.2 主要的仪器设备 |
| 2.2 Fe_3O_4/GO复合材料的制备 |
| 2.2.1 改进hummers法制备氧化石墨烯(GO) |
| 2.2.2 高温法合成Fe_3O_4/GO复合材料 |
| 2.3 Fe_3O_4/GO复合材料的表征 |
| 2.3.1 X-射线衍射分析 |
| 2.3.2 扫描电镜分析 |
| 2.3.3 EDS能谱分析 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.5 紫外可见光吸收光谱分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 Fe_3O_4/GO光芬顿处理制药废水的研究 |
| 3.1 试验水样来源及基本水质指标 |
| 3.2 光芬顿反应装置 |
| 3.3 光芬顿反应原理 |
| 3.4 不同体系下制药废水处理效果的对比 |
| 3.5 光芬顿体系影响因素分析 |
| 3.5.1 初始pH值的影响 |
| 3.5.2 H2O2投加量的影响 |
| 3.5.3 Fe_3O_4/GO投加量的影响 |
| 3.5.4 反应时间的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 探究Fe_3O_4/GO光芬顿处理制药废水的机理 |
| 4.1 光顿顿体系处理制药废水机理分析方法 |
| 4.1.1 光芬顿处理前后废水UV-vis分析 |
| 4.1.2 光芬顿处理前后废水的3D-EEM分析 |
| 4.1.3 光芬顿处理前后废水的可生化性分析 |
| 4.1.4 光芬顿处理前后废水的GC-MS分析 |
| 4.2 光芬顿反应处理机理制药废水机理分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 Fe_3O_4/GO吸附制药废水的研究 |
| 5.1 吸附体系影响因素分析 |
| 5.1.1 Fe_3O_4/GO吸附时间的影响 |
| 5.1.2 Fe_3O_4/GO投加量的影响 |
| 5.1.3 初始pH的影响 |
| 5.2 Fe_3O_4/GO吸附等温线的确定 |
| 5.3 Fe_3O_4/GO的可回收与重复利用性 |
| 5.3.1 Fe_3O_4/GO的可回收性 |
| 5.3.2 Fe_3O_4/GO的可重复利用性 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在校期间发表的学术论文与科研成果 |
| 一、个人简历 |
| 二、在校期间发表的学术论文 |
| 三、在校期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（4）电离辐照去除水体及抗生素发酵菌渣中抗生素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水中抗生素去除技术及抗生素发酵菌渣处理处置技术的研究现状 |
| 1.2 水中抗生素去除技术的研究进展 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.3 抗生素发酵菌渣处理处置技术的研究现状 |
| 1.3.1 焚烧法 |
| 1.3.2 堆肥法 |
| 1.3.3 厌氧消化法 |
| 1.4 电离辐照及其去除水中抗生素的研究现状 |
| 1.5 本论文的研究目的与主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 电离辐照去除水中头孢菌素和红霉素的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 样品准备 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.1.5 抗菌活性检测方法 |
| 2.1.6 急性毒性试验 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 初始浓度对γ射线辐照降解头孢菌素和红霉素的影响 |
| 2.2.2 初始pH值对γ射线辐照降解头孢菌素和红霉素的影响 |
| 2.2.3 不同水体对γ射线辐照降解头孢菌素和红霉素的影响 |
| 2.2.4 头孢菌素和红霉素的辐照降解动力学 |
| 2.2.5 头孢菌素和红霉素溶液辐照过程中抗菌活性的变化规律 |
| 2.2.6 头孢菌素辐照去除与急性毒性演变之间的相关性 |
| 2.2.7 头孢菌素和红霉素辐照分解中间产物和机理解析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 电离辐照处理头孢菌素发酵菌渣的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 头孢菌渣的来源和性质 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 γ射线辐照与臭氧氧化和热处理的对比 |
| 3.2.2 头孢菌素菌渣处理过程中ARGs和抗菌活性的变化 |
| 3.2.3 头孢菌渣处理过程中菌渣理化性质的变化 |
| 3.2.4 头孢菌素菌渣处理过程中细菌菌群结构的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 过一硫酸盐（PMS）强化电离辐照处理红霉素菌渣 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 化学分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 PMS对γ射线辐照菌渣中红霉素的强化去除作用 |
| 4.2.2 PMS协同γ射线辐照对菌渣中ARGs的消减作用 |
| 4.2.3 ARGs相关宿主的鉴定及其进化 |
| 4.2.4 技术可行性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）三羟甲基丙烷装置废水两相厌氧预处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 TMP废水概况 |
| 1.2.1 TMP废水来源及用途 |
| 1.2.2 TMP废水水质特性 |
| 1.3 TMP废水的厌氧生物毒性评价 |
| 1.3.1 厌氧产酸抑制效应 |
| 1.3.2 厌氧产甲烷抑制效应 |
| 1.4 高浓度有机废水预处理工艺研究现状 |
| 1.4.1 物化处理工艺 |
| 1.4.2 生化处理工艺 |
| 1.4.3 TMP废水处理工艺国内外研究现状 |
| 1.5 两相厌氧预处理工艺 |
| 1.5.1 厌氧发酵的基本过程 |
| 1.5.2 两相厌氧工艺的提出 |
| 1.5.3 两相厌氧消化工艺的特点 |
| 1.5.4 两相厌氧的相分离 |
| 1.5.5 两相厌氧工艺的应用 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 三羟甲基丙烷装置废水水质解析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验用水与材料 |
| 2.1.2 厌氧产酸毒性试验方法 |
| 2.1.3 厌氧产甲烷毒性试验方法 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.2 特征有机物定性分析 |
| 2.3 生物处理毒性评价 |
| 2.3.1 厌氧产酸抑制效应 |
| 2.3.2 厌氧产甲烷抑制效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 两相厌氧预处理工艺启动阶段 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验装置与方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.1.3.1 VFA分析 |
| 3.1.3.2 胞外聚合物分析方法 |
| 3.2 启动阶段进水COD对两相厌氧处理效果的影响 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 TOC去除效果 |
| 3.2.3 ORP及 pH变化 |
| 3.2.4 VFA组成及浓度 |
| 3.2.5 酸化度变化 |
| 3.2.6 胞外聚合物(EPS)分析 |
| 3.2.7 污泥特性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 两相厌氧预处理工艺运行参数调控阶段 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验装置与方法 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.1.3.1 VFA分析 |
| 4.2 不同HRT、pH和回流比对水解酸化相及整体处理效果的影响 |
| 4.2.1 HRT对处理效果的影响 |
| 4.2.2 pH对处理效果的影响 |
| 4.2.3 回流比对处理效果的影响 |
| 4.3 不同HRT和回流比对产甲烷相处理效果的影响 |
| 4.3.1 HRT对处理效果的影响 |
| 4.3.2 回流比对处理效果的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 两相厌氧预处理工艺特征有机物去除效果 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验装置与方法 |
| 5.2 废水中特征有机物分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）香茅醇假单胞菌PY1的喹啉降解性能及在MBBR中的生物强化作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 喹啉的来源及处理方法 |
| 1.1.1 喹啉的性质 |
| 1.1.2 喹啉的来源及危害 |
| 1.1.3 喹啉的处理方法 |
| 1.2 生物法处理喹啉的研究现状 |
| 1.2.1 喹啉的生物降解技术研究进展 |
| 1.2.2 喹啉降解菌的研究进展 |
| 1.2.3 喹啉的好氧生物代谢途径 |
| 1.3 生物强化MBBR工艺处理喹啉的研究现状 |
| 1.3.1 MBBR工艺特点 |
| 1.3.2 MBBR工艺国内外研究进展 |
| 1.3.3 生物强化MBBR工艺的研究现状 |
| 1.4 课题的提出、研究内容与意义 |
| 1.4.1 课题的提出及研究内容 |
| 1.4.2 课题的研究意义 |
| 1.4.3 课题研究的技术路线 |
| 第二章 喹啉降解菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与培养基 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 菌株筛选、鉴定与保藏 |
| 2.2.4 菌株PY1的喹啉降解特性 |
| 2.2.5 喹啉浓度测定方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 菌株筛选结果 |
| 2.3.2 菌株PY1的菌落形态学观察 |
| 2.3.3 菌株PY1的革兰氏染色 |
| 2.3.4 菌株PY1的16S rDNA序列及系统发育分析 |
| 2.3.5 菌株PY1的喹啉降解性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 不同因素对菌株PY1喹啉降解性能的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌株来源与培养基 |
| 3.2.2 不同影响因素对喹啉降解的影响 |
| 3.2.3 实验测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 温度对菌株PY1的喹啉降解性能的影响 |
| 3.3.2 DO对菌株PY1的喹啉降解性能的影响 |
| 3.3.3 pH对喹啉降解的影响 |
| 3.3.4 初始浓度对喹啉降解的影响 |
| 3.3.5 外加碳源对喹啉降解的影响 |
| 3.3.6 重金属离子对喹啉降解的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 菌株PY1的喹啉代谢产物及路径分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌株来源与培养基 |
| 4.2.2 中间产物检测 |
| 4.2.3 产气检测和质量平衡实验 |
| 4.2.4 实验测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 喹啉代谢中间产物分析 |
| 4.3.2 喹啉代谢路径分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌株PY1强化连续式MBBR反应器的喹啉降解 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 污泥、菌株来源与合成废水 |
| 5.2.2 反应器启动、运行及强化 |
| 5.2.3 运行条件对生物强化反应器喹啉降解性能影响 |
| 5.2.4 MBBR强化系统对实际废水的降解性能 |
| 5.2.5 反应器中喹啉代谢中间产物及代谢路径分析 |
| 5.2.6 微生物群落多样性分析 |
| 5.2.7 实验测定方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 反应器的启动及强化 |
| 5.3.2 运行条件对反应器喹啉降解的影响 |
| 5.3.3 实际废水在反应器中的降解性能 |
| 5.3.4 反应器强化阶段可能的喹啉降解途径 |
| 5.3.5 微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）3D-RBC+BCO组合工艺处理高氨氮废水及生物特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 高氨氮废水污染概述 |
| 1.1.1 高氨氮废水的来源 |
| 1.1.2 高氨氮废水的危害 |
| 1.2 物化法脱氮技术 |
| 1.2.1 氨吹脱法 |
| 1.2.2 离子交换法 |
| 1.2.3 化学沉淀法 |
| 1.2.4 折点加氯法 |
| 1.2.5 高级氧化技术 |
| 1.3 生物法脱氮技术 |
| 1.3.1 短程硝化反硝化技术 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化技术 |
| 1.3.3 同步硝化反硝化 |
| 1.3.4 异养硝化-好氧反硝化技术 |
| 1.4 三维结构生物转盘反应器 |
| 1.4.1 结构及工作原理 |
| 1.4.2 性能影响因素 |
| 1.4.3 研究现状 |
| 1.5 生物接触氧化法 |
| 1.5.1 结构及工作原理 |
| 1.5.2 性能影响因素 |
| 1.5.3 研究现状 |
| 1.6 本课题的研究目的、意义和内容 |
| 1.6.1 课题研究目的和意义 |
| 1.6.2 课题研究内容与技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及材料 |
| 2.1.1 试验装置及工艺流程 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 HN-AD菌 |
| 2.1.4 试验材料及仪器 |
| 2.1.5 试验试剂 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 HN-AD菌菌剂挂膜启动3D-RBC预处理猪场原水的研究 |
| 2.2.2 HN-AD菌生物强化BCO工艺深度处理3D-RBC出水研究 |
| 2.2.3 3D-RBC+BCO组合工艺处理低碳高氨氮猪场沼液及微生物特性研究 |
| 2.3 分析项目及方法 |
| 2.3.1 废水水质监测及分析方法 |
| 2.3.2 扫描电子显微镜表征分析 |
| 2.3.3 高通量测序分析 |
| 3 HN-AD菌菌剂挂膜启动3D-RBC预处理猪场原水的研究 |
| 3.1 3D-RBC反应器菌剂挂膜启动 |
| 3.1.1 序批式HN-AD菌剂挂膜 |
| 3.1.2 连续式启动运行 |
| 3.1.3 微生物群落结构影响分析 |
| 3.1.4 SEM表征分析 |
| 3.2 3D-RBC反应器C/N运行参数优化 |
| 3.3 HN-AD菌生物强化3D-RBC预处理猪场原水 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 HN-AD菌生物强化BCO深度处理3D-RBC出水的研究 |
| 4.1 BCO反应器活性污泥挂膜与生物强化 |
| 4.2 微生物群落结构的影响分析 |
| 4.3 SEM表征分析 |
| 4.4 HN-AD菌生物强化BCO工艺深度处理3D-RBC出水 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 3D-RBC+BCO组合工艺处理猪场沼液的研究 |
| 5.1 底曝对3D-RBC+BCO组合工艺处理效果的影响 |
| 5.2 C/N对生物组合工艺处理效果的影响 |
| 5.3 生物组合工艺微生物群落结构影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及取得的研究成果 |
（8）生物强化SBR系统对磷霉素制药废水处理效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 抗生素制药废水污染现危害 |
| 1.1.2 磷霉素概况 |
| 1.2 抗生素制药废水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 抗生素类制药废水物化处理技术 |
| 1.2.2 抗生素类药物废水生物处理技术 |
| 1.3 磷霉素制药废水处理技术研究进展 |
| 1.4 本研究涉及工艺及技术 |
| 1.4.1 高效菌生物强化技术 |
| 1.4.2 SBR工艺及应用 |
| 1.4.3 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.5 课题来源、研究内容及研究意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 废水降解实验使用材料 |
| 2.1.2 SBR反应器处理废水实验使用材料 |
| 2.1.3 实验装置与运行 |
| 2.2 实验所需仪器 |
| 2.3 分析测定方法 |
| 2.3.1 菌液细菌浓度测定方法 |
| 2.3.2 菌液有机物浓度测定方法 |
| 2.3.3 菌液毒性测定方法 |
| 2.3.4 反应器进出水质指标分析方法 |
| 2.3.5 反应器污泥性质分析方法 |
| 2.3.6 反应器污泥EPS指标测定方法 |
| 2.4 实验方案 |
| 2.4.1 废水降解实验方案 |
| 2.4.2 SBR反应器处理废水实验实验方案 |
| 3 磷霉素高效菌对磷霉素实际废水降解实验 |
| 3.1 单株菌对实际废水中磷霉素的降解 |
| 3.1.1 各单株菌菌液细菌浓度随降解时间变化情况 |
| 3.1.2 各单株菌菌液TOC随降解时间变化情况 |
| 3.1.3 各单株菌菌液磷霉素浓度随降解时间变化情况 |
| 3.1.4 各单株菌菌液可溶性有机物随降解时间变化情况 |
| 3.2 磷霉素高效菌降解实际废水复配配比的确定 |
| 3.2.1 不同配比磷霉素高效菌对磷霉素实际废水的降解情况 |
| 3.2.2 最佳配比高效菌降解实际废水菌液毒性变化情况 |
| 3.2.3 最佳配比高效菌降解实际废水菌液可溶性有机物变化情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 高效菌强化SBR反应器处理磷霉素制药实际废水 |
| 4.1 反应器进出水水质变化及对比分析 |
| 4.1.1 各反应器对进水COD去除效果 |
| 4.1.2 各反应器对进水氨氮去除效果 |
| 4.1.3 各反应器对进水TP去除效果 |
| 4.1.4 各反应器出水毒性变化情况 |
| 4.2 不同运行状态的反应器污泥形态及理化性质变化情况及分析 |
| 4.2.1 SV30%、SVI、MLSS、MLVSS变化情况及分析 |
| 4.2.2 比好氧速率(SOUR)变化情况 |
| 4.2.3 污泥形态及粒度变化情况 |
| 4.2.4 细菌胞外聚合物中多糖、蛋白质含量变化情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（9）臭氧及活性炭联合SBBR工艺处理制药园区污水厂二级出水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 制药废水概况 |
| 1.2 制药园区综合污水厂水质特征 |
| 1.3 制药废水的处理方法 |
| 1.3.1 物化处理方法 |
| 1.3.2 生化处理方法 |
| 1.3.3 物化-生化组合方法 |
| 1.4 SBBR工艺研究现状 |
| 1.4.1 SBBR工艺介绍 |
| 1.4.2 SBBR工艺在制药废水处理中的应用及研究现状 |
| 1.5 臭氧在制药废水处理中的应用及研究现状 |
| 1.6 活性炭在制药废水处理中的应用及研究现状 |
| 1.7 本论文的研究背景及意义 |
| 1.7.1 污水厂现场调研及问题诊断 |
| 1.7.2 升级改造方案的提出 |
| 1.8 论文研究的主要内容及技术路线 |
| 1.8.1 论文研究的主要内容 |
| 1.8.2 实验技术路线 |
| 2 实验装置与分析方法 |
| 2.1 实验装置与实验用水 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.2 检测指标及方法 |
| 2.2.1 常规指标及检测方法 |
| 2.2.2 非常规指标及检测方法 |
| 2.2.3 实验所用的试剂与仪器 |
| 3 SBBR反应器的挂膜启动 |
| 3.1 实验条件及方法 |
| 3.1.1 实验用水及接种污泥 |
| 3.1.2 填料的选择 |
| 3.1.3 反应器的挂膜启动方法 |
| 3.2 挂膜启动期间污染物处理效果分析 |
| 3.2.1 挂膜启动过程中COD的变化情况 |
| 3.2.2 挂膜启动过程中色度的变化情况 |
| 3.2.3 挂膜启动各阶段典型周期内氮素变化情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 SBBR反应器运行工况的优化 |
| 4.1 缺氧段投加外部碳源对运行效果的影响 |
| 4.1.1 实验条件及方法 |
| 4.1.2 外加碳源投加量对COD去除效果的影响 |
| 4.1.3 外加碳源投加量对色度去除效果的影响 |
| 4.1.4 外加碳源投加量对TN去除效果的影响 |
| 4.2 碳源的不同投加方式对运行效果的影响 |
| 4.2.1 实验条件及方法 |
| 4.2.2 碳源投加方式对COD去除效果的影响 |
| 4.2.3 碳源投加方式对TN去除效果的影响 |
| 4.3 .好氧段溶解氧浓度的优化 |
| 4.3.1 实验条件及方法 |
| 4.3.2 DO浓度对反应器COD去除效果的影响 |
| 4.3.3 DO浓度对反应器TN去除效果的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 低剂量粉末活性炭强化SBBR系统处理效果的实验研究 |
| 5.1 实验条件及方法 |
| 5.2 粉末活性炭的比选 |
| 5.3 投加粉末活性炭对SBBR工艺除污效果的影响 |
| 5.3.1 投加粉末活性炭后SBBR对 COD的去除效果 |
| 5.3.2 PAC对 SBBR除污效果的贡献 |
| 5.3.3 投加粉末活性炭后SBBR对色度的去除效果 |
| 5.4 SBBR单元抗冲击负荷效能研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 臭氧-活性炭深度处理SBBR单元出水的实验研究 |
| 6.1 O3氧化单元运行参数的确定及除污效果分析 |
| 6.1.1 接触氧化时间对污染物去除效果的影响 |
| 6.1.2 废水初始pH值对臭氧接触氧化效果的影响 |
| 6.1.3 水温对臭氧接触氧化效果的影响 |
| 6.1.4 底物浓度对臭氧接触氧化效果的影响 |
| 6.2 GAC单元运行参数的确定及除污效果分析 |
| 6.2.1 颗粒活性炭的筛选 |
| 6.2.2 水力停留时间对GAC吸附柱处理效果的影响 |
| 6.2.3 饱和GAC的O3氧化再生实验研究 |
| 6.3 BAC单元运行参数的确定及除污效果分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）甘肃某中药企业制药废水处理工程实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国中药产业概述及废水特点 |
| 1.1.1 中药产业发展现状 |
| 1.1.2 中药制药废水特点简述 |
| 1.2 中药制药废水毒性检测及控制 |
| 1.3 中药制药废水处理技术概述 |
| 1.3.1 物化法处理中药废水 |
| 1.3.2 生物法处理中药废水 |
| 1.4 中药制药废水生物处理研究概述 |
| 1.4.1 废水厌氧(水解酸化)处理原理 |
| 1.4.2 废水厌氧(水解酸化)处理技术的现状 |
| 1.4.3 好氧处理(SBR)工艺处理 |
| 1.4.4 SBR工艺的发展现状 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线图 |
| 2 中药制药废水处理方案的选择 |
| 2.1 废水来源及水量确定 |
| 2.2 设计水质与出水水质确定 |
| 2.2.1 设计水质确定 |
| 2.2.2 出水水质确定 |
| 2.3 中药制药废水处理程度 |
| 2.4 废水的可生化性分析 |
| 2.5 中药制药废水处理方案的论证 |
| 2.5.1 预处理工艺方案的确定 |
| 2.5.2 废水二级生物处理工艺选择 |
| 2.5.3 深度处理工艺的选择 |
| 2.5.4 消毒工艺的选择 |
| 2.5.5 污泥处理处置工艺的选择 |
| 2.5.6 除臭工艺确定 |
| 2.6 污水处理站的工艺流程 |
| 2.7 中药制药废水处理系统去除率预测 |
| 2.8 本章小结 |
| 3 中药制药废水处理工艺可行性实验研究 |
| 3.1 不同混凝剂对中药制药废水的处理效果 |
| 3.1.1 主要实验药品 |
| 3.1.2 分析测试项目及方法 |
| 3.1.3 混凝实验方法 |
| 3.1.4 混凝剂的比选 |
| 3.2 不同水质的中药制药废水的混凝实验 |
| 3.2.1 第一次洗药废水的混凝实验 |
| 3.2.2 第二次洗药废水混凝试验 |
| 3.3 活性污泥法可行性实验研究 |
| 3.3.1 分析测试项目及方法 |
| 3.3.2 实验方法 |
| 3.3.3 第一次洗药废水生化实验 |
| 3.3.4 第二次洗药废水生化实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 制药废水处理选择主要设计参数及工程设计 |
| 4.1 工艺设计的主要规模及水质 |
| 4.2 平面布置 |
| 4.3 设计依据 |
| 4.4 水处理构筑设计及主要设计参数选择 |
| 4.4.1 预处理构筑物设计及主要设计参数选择 |
| 4.4.2 二级生物处理构筑物设计及主要设计参数选择 |
| 4.4.3 中间水池及消毒池设计及主要设计参数选择 |
| 4.4.4 深度处理构筑物设计及主要设计参数选择 |
| 4.4.5 污泥池设计及设备选型 |
| 4.4.6 除臭装置及设备用房设计 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 运行效果及经济分析 |
| 5.1 污水处理站运行效果 |
| 5.2 运行成本分析 |
| 5.2.1 计费标准 |
| 5.2.2 供电负荷 |
| 5.2.3 运行费用计算 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录一 污水处理总平面图(一) |
| 附录二 污水处理总平面图(二) |
| 附录三 剖面图(一) |
| 附录四 覆土层管道平面布置图 |
| 附录五 A池、一级二级生物接触氧化池穿孔布水管及曝气管大样图 |
| 附录六 A池、一级、二级生物接触氧化池填料支架布置平面图 |
四、EM强化接触氧化法处理制药废水的试验研究（论文参考文献）
- [1]铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究[D]. 陈应运. 北京化工大学, 2021
- [2]复合电场耦合微生物协同处理中药提取废水的实验研究[D]. 张泽玺. 兰州交通大学, 2021(02)
- [3]Fe3O4/GO对制药废水的紫外光催化性能及吸附特性的研究[D]. 张寒旭. 郑州大学, 2020(02)
- [4]电离辐照去除水体及抗生素发酵菌渣中抗生素的研究[D]. 陈丹. 中国地质大学(北京), 2020(11)
- [5]三羟甲基丙烷装置废水两相厌氧预处理工艺研究[D]. 孟家兴. 河北工程大学, 2020(02)
- [6]香茅醇假单胞菌PY1的喹啉降解性能及在MBBR中的生物强化作用[D]. 王璞玉. 太原理工大学, 2020
- [7]3D-RBC+BCO组合工艺处理高氨氮废水及生物特性研究[D]. 刘向阳. 重庆理工大学, 2020(08)
- [8]生物强化SBR系统对磷霉素制药废水处理效果研究[D]. 符昊. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [9]臭氧及活性炭联合SBBR工艺处理制药园区污水厂二级出水的实验研究[D]. 张春飞. 兰州交通大学, 2020(01)
- [10]甘肃某中药企业制药废水处理工程实践[D]. 焦军强. 兰州交通大学, 2020(01)