一、预氧化对强化一级处理城市污水的影响研究（论文文献综述）
段燕青[1]（2021）在《基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究》文中研究指明立足我国“节能减排”的实际需求,开发面向未来“低碳”发展的污水/污泥处理技术,符合我国污水处理行业可持续发展的长远需求。富营养化的日益突出促使污水处理厂氮、磷出水标准不断提升,而反硝化碳源不足是制约脱氮效率提升的重要因素。传统活性污泥工艺中,慢速颗粒性碳源（Xs）因水解速率低难以被反硝化菌高效利用;部分Xs进入经碳氧化途径流失,伴随额外曝气能耗,产生剩余污泥（WAS）。WAS厌氧发酵产生挥发酸（VFAs）是补充反硝化碳源需求的重要途径。但因较低的碳氮比及有机物被胞外聚合物包裹的限制,污泥碳源水解效率低,碳源转化率有待提升。本研究提出了基于微筛截留-厌氧发酵的污水/污泥碳源的反硝化效率提升方案,通过微筛截留优化回收Xs,降低其碳氧化流失及相应曝气能耗;进而利用截留碳源（FSF）调质WAS厌氧发酵,提升污泥碳源转化率;以低能耗、低环境影响为目标,实现了污水/污泥中反硝化碳源的优化配置和高效利用,为污水处理厂缓解当下经济和环境压力、迎合未来“低碳”发展提供了一个新思路。（1）剖析了不同孔径筛网过滤对污水碳源分配、转化特性的影响,初步确定了可通过微筛截留回收的颗粒碳源的阈值;基于微筛截留优化条件下污水碳源在厌氧-缺氧-好氧（A2O）工艺中的分配利用特性,估算了微筛截留的物料平衡和能耗变化。结果表明,采用孔径为100～150μm的微筛,将碳源截留量在30%以内,对反硝化效率的影响可控制在5%以下;在微筛截留优化条件下（筛网孔径131μm、截留时间40 min、过流通量105.0 L/（m2·h））,反硝化效率因碳源结构的优化提升了3.2%,Xs的碳氧化损失下降了6.4%;物料平衡及能耗估算结果表明,污水碳源经优化微筛截留,A2O工艺可降低约16.1%的曝气能耗和27.9%的污泥产量,且污泥活性有所提升,悬浮性无机固体（ISS）降低50.3%。（2）研究了FSF厌氧发酵产酸性能,剖析了功能微生物群落结构变化及互作机制;考察了碱预处理对FSF水解产酸效能的提升及对生物质回收的影响。结果表明,FSF的VFAs产率峰值高达525.8 mg/g VSS,是WAS的4.2倍。FSF中多糖和蛋白质溶出率较WAS分别高2.78倍和1.56倍。FSF中特有的纤维素水解菌属Paraclostridium相对丰度达6.94%。调节初始p H值为9.5,VFAs产率较对照组提升了1.5倍。碱发酵使纤维素非晶区和结晶区化学结构发生改变,生物质含量不同程度降低。经碱预处理后,蛋白质水解菌proteiniclasticum的相对丰度显着提高至14.6%。典范对应分析（CCA）进一步揭示了种间及环境因子之间的互生互作关系。物料平衡及能耗估算结果表明,FSF发酵的VFAs产量为230.8kg/d,碱预处理可提高5%的VFAs产量,但反硝化碳源需求仍显不足。（3）针对碳氮不平衡限制WAS厌氧发酵碳源转化的瓶颈,考察了FSF与WAS在不同VSS投加比（F/W-1:6、2:3:、3:2）下,FSF调质对WAS产酸效能的提升效能。结果表明,F/W-2:3的产酸效能最高,VFAs产量达432 mg/g VSS,是WAS单独发酵的3.5倍。FSF中纤维素发酵丁酸累积,WAS中蛋白质水解促进了戊酸的累积。共发酵显着促进了WAS中多糖和蛋白质的水解,F/W-2:3中s COD溶出率提高了40.8%。微生物群落结构及CCA分析结果表明,F/W-2:3中水解、产酸功能菌群丰度最高,且WAS与FSF分别与蛋白质水解菌Proteiniclasticum和纤维素降解菌Clostridium的相对丰度具有较好的相关性。（4）构建了碳源供给效率模型,研究了碳氧化损耗率和产酸转化率等关键参数的影响;分析了微筛截留-厌氧发酵工艺的碳源供给效率,并采用生命周期评价模型,对比分析了新方案相对于传统A2O工艺在节能减排方面的优势。结果表明,碳氧化率降低1%或VFAs转化率提高2%,碳源供给率可相应增加1%。微筛截留使Xs减少15.1%,生物污泥产量降低40.3%,但碳源供给量降低12.3%;FSF单独发酵可补充5.9%的碳源损失,碱预处理提高2.9%,共发酵可抵偿13.5%,且使总能耗降低24.0%;共发酵后,反硝化碳源结构得到显着优化,SA/COD高达0.5。生命周期评价结果显示,微筛截留-厌氧发酵工艺可使生态毒性、初级能源消耗和气候变化潜值分别降低21.9%、4.4%和3.5%。
崔妍琰[2]（2020）在《河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究》文中进行了进一步梳理河北南部某自来水厂运行中,出现浊度低不易混凝、藻类堵塞滤池、加药量显着增大等问题,需要对水厂工艺进行调整。吸附剂强化混凝可以提高藻类及各类有机物的去除效果,具有工艺简单、不用改变处理设施等优点。本研究拟考察吸附剂强化混凝对河北南部南水北调水的处理效果。首先进行小试试验,对吸附剂进行比选,研究吸附剂强化混凝对污染物的去除效果,并深入研究吸附剂强化混凝的影响因素。然后进行动态试验,对吸附剂强化混凝的投加量进行优化,在此基础上考察吸附剂强化混凝处理南水北调水连续动态试验在实际运行中的情况,并对吸附剂强化混凝与传统混凝工艺进行对比分析。结果表明:小试试验中,PAC与5种吸附剂强化混凝时,投加粉末活性炭或者硅藻土时对叶绿素a的去除效果较好,但投加粉末活性炭对浊度的去除效果较差。硅藻土强化混凝最佳投加量为15mg/L PAC和20mg/L硅藻土,对浊度、叶绿素a、CODMn及UV254的去除率分别为82.6%、84.6%、41.4%和38%,残余铝含量为0.194mg/L。硅藻土强化混凝的影响因素研究表明,pH值对残余铝含量影响较大,控制pH值在6.57.5范围内可使两种pH值调节方式的出水残余铝含量均低于0.2mg/L。在先投加PAC慢速搅拌10min后投加硅藻土进行混凝时污染物的去除效果最好。残余铝跟余浊最低的PAC投药量不同,残余铝达到最低时的PAC投加量更低,应合理控制出水余浊和残余铝含量。采用动态试验处理河北南部高温高藻南水北调水,确定后续试验运行处理量为48L/h。综合PAC及吸附剂不同投加量下的污染物去除效果、药剂成本和残余铝含量,优选得到在1015mg/L PAC范围内投加5mg/L硅藻土强化混凝处理南水北调水;或者在1015mg/L PAC范围内投加5mg/L粉末活性炭强化混凝处理南水北调水,沉淀出水叶绿素a均在1ug/L以下,降低了藻类对滤池的不良影响。吸附剂强化混凝连续动态试验结果表明:投加10mg/L PAC+5mg/L硅藻土强化混凝或者投加10mg/L PAC+5mg/L粉末活性炭强化混凝时,滤后出水的主要指标均远低于生活饮用水卫生标准,解决了水厂的运行问题。与PAC单独混凝相比,投加吸附剂强化混凝的产泥量更大,但对污染物的处理效果及稳定性更好,投加少量吸附剂不会使运行成本明显升高。
王朋[3]（2020）在《地表水厂应对微污染水的工艺优化研究》文中研究说明在净水厂常规处理工艺中,水源水的有机污染是导致工艺运行质量下降和水质问题的主要原因。作为山东省高密市重要饮用水源的城北水库,其上游水源为峡山水库水和黄河水,水质均存在不同程度的有机物污染问题。两种水源水交替或混合进入城北水库,水质波动和不稳定性显着,增加了水质处理的难度。常规工艺水厂难以保证水质达标,需进行工艺优化和升级。本文以山东省高密市孚日水厂为依托,以城北水库水源水为研究对象,针对微污染水中的有机物去除开展研究,通过实验室试验和生产现场模型试验相结合的方式,对现有常规工艺进行强化试验,并通过生物预处理试验探讨工艺升级改造的可行性。试验通过对不同的单体工艺及其组合进行效果验证和评价,对工艺参数进行了测试优化,形成研究结论如下:（1）强化混凝可有效提高常规处理工艺对原水中的有机物的去除效果。本试验通过投加PAC絮凝剂和PAM助凝剂,结合高锰酸钾预氧化和粉末活性炭吸附达到强化混凝的效果。通过对PAC单独投加和PAM助凝剂投加试验,确定PAC和PAM的最佳投加量分别为70mg/L和0.05mg/L;“高锰酸钾-粉末活性炭”组合工艺在高锰酸钾和粉末活性炭分别为0.6mg/L和15mg/L的条件下,对浊度、色度、CODMn和UV254的去除率分别达到87.38%、47.83%、53.12%和18.26%。（2）试验结果表明,曝气生物滤池（BAF）预处理微污染水效果显着,1500mm滤料对浊度、色度、CODMn、UV254、藻类和氨氮的日均去除率分别达到60.81%、48.11%、20.83%、7.13%、51.28%和31.13%;“BAF-粉末活性炭”组合工艺对浊度、色度、CODMn和UV254的去除率分别为97.00%、89.72%、55.45%和35.59%,比“高锰酸钾-粉末活性炭”工艺分别提高了9.62%、41.89%、2.33%和17.33%。（3）BAF实验中采用火山岩填料,发现1500mm滤层对有机物的去除效率明显高于800mm滤层;为保证处理效果,COD负荷不宜超过5 kg/（m3·d）,水力负荷不宜超过8 m3/（m2·h）;另外,当水温低于10℃时,CODMn去除率下降明显;原水的溶解氧浓度高于6mg/L,停止曝气未对CODMn去除效果产生影响。（4）试验表明颗粒活性炭（GAC）-石英砂双层滤料过滤效果明显优于普通砂滤池。炭砂过滤（GSF）对浊度、色度、CODMn、UV254和氨氮的日均去除率达到了75.32%、57.88%、27.27%、25.01%和28.54%,分别比普通砂滤高出5.50%、10.13%、14.63%、14.03%和8.03%。生物降解作用抵消了部分因吸附碘值下降引起的有机物去除率下降趋势,pH与溶解氧的变化量可以作为生物降解作用的参考依据。（5）试验表明炭砂双层滤料滤池反洗周期比单层砂滤池更长。通过滤层水头损失与滤后水浊度测定确定当前反洗周期为48h;通过反冲洗强度与滤层膨胀率的测试,确定水洗强度为12L/（s·m2）;通过活性炭对有机物的去除率分析,结合GB5749-2006《生活饮用水卫生标准》要求,确定了炭砂过滤进水CODMn的限值为4mg/L;综合考虑活性炭运行寿命、成本及滤池结构情况,探讨了单层砂滤池改造为炭砂滤池的可行性。（6）试验表明BAF作为预处理工艺可以显着提高对有机物的去除效果,原水污染严重时可以采用BAF-粉末活性炭组合工艺,同时可以用炭砂双层滤料进行强化过滤以提高CODMn去除率,为水厂优化改造提供了思路;在当前不具备预处理设施建设条件的前提下,对强化混凝可以采用高锰酸钾预氧化或与粉末活性炭联用;水厂仍应进行深度处理设施建设规划,以确保水质满足国标要求。
邱琪[4]（2019）在《物化强化A/O生物过滤工艺处理市政污水二级出水试验研究》文中提出我国水资源短缺和水环境污染状况十分严峻,面临着用水量需求不断增加、水资源总量严重不足、水环境质量不断恶化的多重压力。废水深度处理回用,不仅可减少污染物排放,还能大量节约水资源,推动经济社会的可持续发展。城市市政污水量大面广、污染程度轻、水质相对好、处理难度低、回收潜力巨大。然而,目前大多数城镇污水处理工艺尚无法满足处理出水直接回用的要求,因此,针对城市市政污水二级出水的资源化回用,研究开发技术先进、高效节能、流程简单、结构紧凑和占地面积小的市政污水二级出水深度处理工艺技术。基于此,本文拟在系统解析典型市政污水二级处理出水水质特征的基础上,重点考察缺氧/好氧（A/O）生物过滤、高级氧化和高效膜分离等生化、物化处理单元技术对二级出水中污染物的去除效果,研究开发市政污水二级出水深度处理回用关键技术与工艺,以期为污水处理及其资源化研究发展提供技术参考。A/A/O、氧化沟是目前污水厂的主流工艺,生化处理出水水质明显高于A/O工艺,但三种工艺的二级出水水质存在着较大的共性特征。三种典型工艺二级出水的有机物主要以溶解态赋存,约占75%-85%,季节性变化不明显。二级出水B/C值均小于0.3,可生化性较差。A/A/O和氧化沟工艺二级出水的各项水质指标除个别天数外基本达到一级A标准,但是A/O工艺出水总氮和氨氮含量依然很高,水质状况较不稳定。为解决这一问题,选取某A/O工艺二级出水作为后续试验用水。基于前述水质特征分析结果,市政污水二级处理出水的进一步净化应着重解决有机物、营养盐和出水浊度的控制问题。生物过滤技术具备生物氧化、过滤截留和生物絮凝等综合处理能力,可以作为市政二级出水深度处理回用工艺的核心单元。矿渣复合滤料对氨氮和磷都有着较好的吸附性能,适于作为A/O生物滤池滤料来处理污水。采用人工配水+自然挂膜的方式,按照单池好氧挂模,进而缺氧/好氧驯化的启动程序,在两个月内（55d）完成A/O生物过滤系统的挂膜启动工作,对市政污水二级出水的化学需氧量（COD）和氨氮的去除率分别稳定在60%和95%以上。在连续运行的典型稳态工况中,A/O生物过滤系统对化学需氧量、总有机碳、氨氮、总氮、总磷和浊度的平均去除率分别为63.1%、61.9%、96.9%、48.5%、41.03%和90%,出水平均COD、TOC、氨氮、总氮、总磷和浊度分别为23.27mg/L、1.52mg/L、1.49mg/L、12.67mg/L、1.97mg/L和1.3NTU。除总磷外的各项出水指标均优于一级A标准。先后考察了温度、消化液回流比等因素对A/O生物过滤反应器的有机物处理效果,当进水温度由25℃降至5℃时,处理工艺系统对COD的平均去除率由63.58%锐减至33.97%,下降了将近30%;而当进水水温为15℃左右时,COD平均去除率还能维持在51.27%左右。温度对A/O生物过滤系统氨氮的去除效果影响很大,进水温度从25℃下降至15℃时,氨氮平均去除率从91%下降至83%。不过,即使是在5℃的低温下,该A/O生物过滤反应器对氨氮的去除效率仍然可以达到80%以上,出水氨氮平均浓度为3.37mg/L,远远低于一级A标准的限值。提高混合液回流比,对A/O生物过滤系统的COD、氨氮及总氮去除效果有明显强化作用。混合液回流比从100%上升到200%,COD、氨氮和总氮平均去除率分别提高了约30%、11%和15%。采用A/O生物过滤系统深度处理市政二级出水,可取得良好的有机物和氨氮去除效果,但对磷的去除效果不佳。如果采用合适的强化物化方法,完成对磷的去除,进一步提高市政污水二级出水的可生化性,不仅可确保有机物去除达标,还有望改善反硝化碳源条件,进而提高总氮去除率。为此,又探讨了强化混凝、臭氧氧化、高铁酸盐氧化和平板陶瓷膜过滤等物化方法对市政污水二级出水的处理效果。对比了聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铝（PAS）以及聚合硫酸铁（PFS）三种混凝剂,对市政污水二级出水的强化混凝效果。在弱碱性条件（pH=8）下,三种混凝剂可取得最佳有机物去除效果。PFS、PAC和PAS对COD的去除率分别为39.84%、35.25%和35.65%;最佳投量分别为120 mg/L、120mg/L和80 mg/L。臭氧可氧化有机物,在0-10mg/L范围内,臭氧投加量与有机物去除呈线性关系;继续增加臭氧投量,有机物去除率提升缓慢。臭氧对二级出水中UV254的去除效果较为明显,在0-10mg/L范围内,UV254去除率与臭氧投量呈正相关趋势;臭氧氧化可破坏大多数含不饱和双键结构的有机物,改善可生化性。在实验浓度范围内,臭氧氧化对水中氨氮和磷的去除效果有限。高铁酸钾氧化可以去除二级出水中有机物,可通过絮凝作用同步去除磷和浊度,还对二级出水的可生化性具有明显改善作用。但无法去除氨氮和总氮。平板陶瓷膜膜清水通量可达到552.9L/m2·h,次临界通量为220 L/m2·h。陶瓷膜对市政污水二级出水浊度去除效果良好,去除率基本稳定在93%-96%。根据前期二级出水水质分析和强化单元试验结果,针对市政污水二级出水深度处理,提出了―预氧化-A/O生物过滤-平板陶瓷膜‖组合工艺路线和关键参数。系统连续运行试验结果表明,组合工艺处理出水水质良好,满足市政杂用水（GB/T18920-2002）和景观环境用水（GB12941-1991）的水质标准要求。
王昊[5]（2018）在《超滤处理污水厂二级出水中的膜污染机理与控制》文中进行了进一步梳理超滤是污水深度处理的一种适宜方法。然而,二级出水中的有机物（EfOM）在很大程度上会影响超滤的性能。由于污染物在膜表面或膜孔中的积累,而污水中的有机污染物大多以溶解的胞外聚合物物质（EPS）或可溶性微生物产物（SMPs）引起不可逆沉积,通常被表征为膜和膜上的蛋白质和多糖为主,使得膜污染问题更加突出。试验考察了操作运行压力的影响,可以观察到超滤运行压力的增加会影响超滤膜的污染程度和阻力分布,通量随运行压力的增加呈减少趋势,压力越大其膜污染越明显,膜孔堵塞和滤饼层堆积虽然使得过水能力降低,但在一定程度上强化了超滤膜截留污染物的能力,紧密厚实的滤饼层可以截留或吸附EfOM中的部分有机物,当膜污染增加到一定程度之后必须用水力或化学清洗的方式使通量尽可能恢复到初始状态,水力反冲洗可以去除EfOM滤饼层阻力,但是对于堵塞或吸附于膜孔中的有机物而言,他们仅会增加膜的不可逆阻力。EfOM已在膜污染现象中起主导作用。作为分离的部分,它们单独贡献到超滤膜的不可逆附着比较显着,这表明在污水深度处理的超滤技术中,最有效的控制和减少膜污染的策略应该是消除EfOM中生物聚合物的影响。由于生物聚合物主要受生物活性的影响,其质量和数量必须受到处理程序的影响,需要详细研究以优化生物过程,减少生物聚合物的产生,由此可以考虑在超滤工艺前采取适当的预处理手段,减少EfOM中的生物聚合物,缓解膜污染,增加超滤膜的过滤周期。本试验考察了预氧化（臭氧）和混凝（硫酸铝和氯化铁）联用对超滤膜膜污染的影响,分析通量变化、膜阻力分布和可逆性分析得出结论:臭氧和混凝预处理均显着降低了超滤膜的污染程度,使用预处理后,过水通量提高,膜污染速度大幅下降,随着臭氧和混凝剂投加量的增加,膜阻力相应减少;另外,预处理的应用使得超滤出水水质得到明显提升,水质净化效果明显,污染物去除率大大增加。试验探究了污水深度处理过程对PPCPs类小分子微量有机物的去除效果。化学絮凝是最常用的方法之一,因为混凝对原水中的高分子有机物如腐殖质等有良好的去除效果。混凝作为预处理过程,臭氧氧化、活性炭过滤和膜过滤都被证明是最有效最可行的技术,用以减少水中PPCPs的量,但混凝只除去药物的一小部分;预臭氧等高级氧化技术越来越被常规水处理工艺的前处理所应用,因为臭氧可以强化某些常规工艺如混凝的作用,增加对水源水中各种污染物的去除数量,对于原水中某些难降解难吸附去除的小分子有机物来讲如PPCPs,臭氧也可以有效的使其化学键断裂并讲解,但EfOM中的其他有机污染物与其有竞争机制,反应降解有先后顺序,最后考察了超滤膜滤饼层对PPCPs有机物的影响,证明了滤饼层的截留或吸附效果。
韩慧慧[6]（2017）在《污水再生过程中前体物及消毒副产物的变化规律与控制研究》文中进行了进一步梳理市政污水作为一种潜在的水资源,具有水量稳定、供给可靠等优点,对于解决水资源的匮乏及水的供需矛盾有重大意义。消毒工艺是保证再生水生物安全性的重要环节,但同时也伴随着消毒副产物（DBPs）问题。本研究主要针对市政污水处理过程中各工艺沿程DBPs前体物进行了分析和表征,研究前体物在不同处理工艺中的迁移、转化规律,并探究相应氯化DBPs的生成与变化规律。在此基础上,采用分子量（MW）分离和亲疏水性分离等手段对生物处理过程中DBPs前体物特性进行了分析,考察生物处理过程中前体物的变化规律以及不同特性前体物与DBPs之间的相关关系。同时,构建臭氧（O3）-陶瓷膜系统对二级出水进行深度处理,考察陶瓷膜过滤、单独O3预氧化和O3-陶瓷膜耦合工艺对DBPs的作用机制。主要研究结果如下:（1）生活污水中DBPs前体物主要成分为腐殖质和脂肪烃,以亲水性组分（HPI）为主。生成的主要含碳消毒副产物（C-DBPs）为三卤甲烷（THM）和卤代乙酸（HAA）,主要含氮消毒副产物（N-DBPs）为卤乙腈（HAN）。一级处理（沉淀）基于疏水性组分（HPO）与水互斥的物理性能对疏水性腐殖质有较好的去除效果。一级处理对腐殖质的去除会导致该过程出水的含碳消毒副产物生成势（C-DBPFP）降低,而含氮消毒副产物生成势（N-DBPFP）会由于DON/DOC的升高而略有增加。二级处理（生物处理）对腐殖质和脂类均有较好的去除效果,但会产生大量疏水性的溶解性微生物产物（SMP）。二级处理中SMP的累积导致了该过程出水的C-DBPFP和N-DBPFP均呈现大幅增加,分别增加了32.66%和68.66%。深度处理（滤布滤池）能截留部分腐殖质和疏水性的SMP。深度处理对SMP的截留作用会导致出水C-DBPFP和N-DBPFP的降低。（2）针对生物处理过程中前体物及DBPs变化情况进行深入研究,结果表明生物处理不仅能有效去除DOC和DTN,还会影响溶解性有机物（DOM）的MW分布及亲疏水性分布。缺氧池和好氧池会产生大量SMP,从而使缺氧池和好氧池中DOM表现为低MW、疏水性的特性。生物处理过程中DOM在>100 kDa和<5 kDa段产生的C-DBPFP最高。N-DBPFP随着MW的增加而减少。对于不同亲疏水性组分,HPO是生成C-DBPFP和N-DBPFP的主要前体物。（3）构建O3-陶瓷膜系统,分别考察陶瓷膜过滤、O3预氧化、O3-陶瓷膜耦合工艺处理二级出水过程中对DBPs的作用机制。结果表明,小孔径（0.1μm和0.05μm）陶瓷膜对C-DBP和N-DBP前体物去除效果较好,0.1μm和0.05μm陶瓷膜对C-DBP和N-DBP前体物去除率分别为61.85%、68.10%和53.59%、58.85%。但小孔径陶瓷膜极易形成膜污染。5 mg/L O3对C-DBP和N-DBP前体物去除率仅为36.74%和28.86%。O3-陶瓷膜耦合工艺可有效缓解膜污染问题（相对于单独陶瓷膜过滤）并提高对C-DBP和N-DBP前体物的去除率（相对于单独O3预氧化）。当O3投加量为5 mg/L时,运行6h后,0.05μm和0.1μm陶瓷膜TMP分别为21.5 kPa和15 kPa,陶瓷膜使用寿命延长了近1倍;此时0.05μm和0.1μm陶瓷膜对二级出水C-DBP前体物去除率分别为59.20%和53.25%,对N-DBP前体物去除率分别为43.50%和41.45%。
齐凯[7]（2015）在《催化预氧化处理屠宰废水的试验研究》文中认为屠宰废水成分复杂,有机物和氨氮的浓度高,有异味,是一种难处理的高浓度有机废水。高浓度屠宰废水一般需要进行预处理,以便大幅度降低负荷和改善废水特性,为后续的生物处理或其他处理技术创造有利条件。本课题主要是结合屠宰废水的特点,对磁场催化高锰酸钾预氧化处理高浓度屠宰废水的效果及工艺条件进行试验研究,为高浓度屠宰废水的处理提供一项行之有效的强化预处理方法。以铁岭某养鸡场的屠宰废水为研究对象,在实验室通过试验,研究磁场催化、高锰酸钾预氧化处理屠宰废水的效果及工艺条件。研究内容主要包括:高锰酸钾预氧化屠宰废水的效果及机理研究;磁场催化屠宰废水的效果及机理研究;磁场协同高锰酸钾预氧化屠宰废水的效果及机理研究;磁场催化高锰酸钾对屠宰废水混凝特性的影响。高锰酸钾预氧化屠宰废水的试验研究结果表明,高锰酸钾预氧化屠宰废水,COD、浊度的去除效果明显,并且提高了 DO含量。当高锰酸钾投药量为4.5mg/L,反应时间45min时COD的去除率为28.7%,而浊度反应时间135min时去除率为40.6%,氨氮、总磷去除效果一般。磁场是一种应用广泛的能量场。磁场与原子中的电子转移共生共存,对化学反应的影响很大。试验研究结果表明,磁场对去除屠宰废水的COD、浊度和提高DO含量有显着的催化作用,对氨氮、总磷去除效果不明显。当磁场强度为85mT,反应时间45min时,COD去除率能够达到52.2%,而浊度95mT磁场作用135min时,去除率为54.1%,去除效果明显优于高锰酸钾。磁场与高锰酸钾协同作用有助于提高处理效果,COD、氨氮、浊度、总磷的去除效果均好于高锰酸钾和磁场分别单独作用的去除效果。预处理可有效改善高浓度屠宰废水的混凝特性。试验研究结果表明,高锰酸钾预氧化混凝沉淀后上清液浊度降低了 54.3%,COD降低了 40.2%;加磁场混凝沉淀后上清液浊度降低了 56.0%,COD降低了 9.9%;磁场与高锰酸钾协同作用效果更加明显,联合对屠宰废水的混凝作用好于高锰酸钾和磁场单独作用,上清液比原水混凝后的上清液浊度降低了 68.3%,COD 降低了 54.6%。高锰酸钾预氧化、磁场催化对屠宰废水均有一定的处理效果,磁场与高锰酸钾协同作用使处理效果更加明显。预处理不仅能够去除一部分有机物和悬浮物,同时,也改善混凝性能,为后续处理创造了条件。
李湘婉[8]（2015）在《餐饮废水中阴离子表面活性剂去除的实验研究》文中提出随着经济的发展和人民生活水平的提高,餐饮废水的排放量呈逐年上升的趋势。餐饮废水中含有高浓度的有机物、动植物油、悬浮物和阴离子表面活性剂,给城市污水处理厂和市政管网造成了很大的危害。目前,有关对餐饮废水处理的研究现状表明,对餐饮废水处理效果的好坏的主要依据指标是动植物油与COD。结合本文对昆明市16家餐饮企业的排水现状进行了调研,得出：与《污水排入下水道水质标准》（CJ343-2010）中的B等级规定相比较经过传统隔油池的三级处理后,餐饮废水中阴离子表面活性剂（LAS）的超标率为62.5%,超标倍数在0.15-2.41之间,LAS也是餐饮废水排放超标严重的指标之一。LAS属于生物难降解物质,会阻碍微生物的生长甚至会杀死微生物,同时它还能阻碍其它物质如N、P的降解过程,会影响城市污水厂的生物处理效果。故本课题重点研究餐饮废水中LAS的去除。通过对云南省昆明理工大学呈贡校区怡园食堂一级隔油池的进水检测得出：餐饮废水中动植物油含量在780 mg/L左右,pH值在6-7之间,COD为2100mg/L左右,LAS为95mg/L左右。本文确定在13：00-14：30之间取怡园食堂一级隔油池的进水作为实验用水,取水样之前,先打捞上层浮油。为了减少在实验过程中,动植物油和有机物对LAS去除的影响同时提高LAS的去除效率,本文先对所取水样进行预氧化混凝处理,在去除动植物油和有机物的同时也能去除部分LAS。由氧化混凝综合效应实验结果表明,以高锰酸钾作为氧化剂的最佳投加量为6.0mg/L,氧化反应40分钟；以聚合氯化铝为混凝剂最佳投加量为200 mg/L,以150r/min的转速搅拌20s,再以50r/min的转速搅拌10min,沉淀25min后,COD的去除效率达88.51%,LAS的去除效率达70.36%,动植物油的去除效率达80.26%。预处理后上清液通过核桃壳的吸附,吸附率达63.59%,出水LAS控制在20mg/L内。本文分别考察了吸附剂类别、吸附时间、吸附剂投加量对该吸附过程的影响。实验结果表明：100mL餐饮废水上清液,投加5g核桃壳时,待反应平衡后,吸附去除效率达63.59%,吸附平衡时间为4h时。该吸附反应对Langmuir吸附方程和Freundlich吸附方程均可较好的拟合,但是相比较Langmuir吸附等温式更能准确的描述该反应过程。Langmuir模型的相关系数大于0.95,Freundlich模型的相关系数大于0.85,对于相关系数的取值经验得到相关系数大于0.8便可认为是强吸附。故本实验两种吸附模型的相关系数均大于0.8,说明了核桃壳对LAS的吸附是两种吸附（物理吸附和化学吸附）共同作用的结果,其中化学吸附占主导地位。同时,本文还考察了动态因素对吸附的影响。通过对比同一个时间点上的出水中的LAS浓度可知,滤层厚度越大,相应的出水浓度越小,滤层被穿透时间越长,对LAS的去除效率相对越高。改变滤柱内的滤速,对比在同一个时间点上的出水中的LAS浓度可知,滤速越大的出水LAS浓度相对滤速较小的LAS浓度大,且滤料层更容易被穿透,吸附效果不佳。与粗粒化法相比较,通过混凝吸附后,能保证餐饮废水出水中的LAS在20mg/L以内,达到排放标准。本文通过实验探讨了去除餐饮废水中LAS的作用机理,在工程实践方面具有一定的创新,特别是在注重环境可持续发展的的今天,论文研究更具有重要的现实意义。
李宇[9]（2015）在《利用悬浮填料生物膜系统SBBR处理生活污水的试验研究》文中研究说明我国水体富营养化现象严重,氮磷的大量排放是造成这一现象的主要原因。因此,生活污水的脱氮除磷成为了重点关注问题。我国城镇生活污水排放执行《城市污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中一级A标准。SBBR作为新型生物膜反应器具有沉降性能好、剩余污泥少、处理效率高、脱氮除磷效果好等优点,因此一直受到水处理领域的关注。本试验通过对投加聚丙烯填料的SBBR反应器处理生活污水的运行效果的研究分析,为城镇污水的脱氮除磷提供理论参考和实用技术。试验研究对象为模拟生活污水,SBBR反应器为有机玻璃材质,反应器内投加聚丙烯悬浮填料。试验研究了 SBBR的启动,优化了系统的工况时间,研究了影响系统运行效果的几个因素:温度、C/N、C/P、DO,同时重点研究了好氧阶段的曝气模式对SBBR系统处理效果的影响。在SBBR反应器的启动中,填加聚丙烯悬浮填料启动的效果优于无聚丙烯填料投加的传统活性污泥法启动的效果。结果表明,在相同的启动时间内,不投加填料的反应器最初启动速度更快一些,初期去除率更高。但随着装置的继续运行,投加填料的反应器去除效果逐渐好于无填料投加的反应器。最终的出水效果显示,投加聚丙烯填料的反应器处理效果更好,因此后续的试验研究由此反应器完成。通过试验确定了 SBBR的工况时间为厌氧搅拌（包括进水时间）（2h）→好氧曝气（4h）→沉淀（30min）→排水（1Omin）→闲置（80min）。优化时间后的系统处理效果稳定,COD平均出水浓度34.3mg/L,平均去除率为84.03%,TP的平均出水浓度为0.82mg/L,TN平均出水浓度为15.03 mg/L,平均去除率为56.03%,SBBR反应器中存在同时硝化反硝化作用。在温度为25℃左右、C/N值控制在4.7～13.7之间、C/P大于42（C/N值大于6的条件下）、DO为3.5mg/L时,系统的运行效果较佳,SND现象最明显。但是系统脱氮能力仍可进一步提高,TP的出水浓度未达到《城市污水处理厂污染物排放标准》中一级A标准。为了进一步提高氮磷的出水指标,试验改进了好氧段的曝气模式为间歇曝气,研究分析了曝气频率和曝气百分数对脱氮除磷效果的影响。五种不同的工况分别为:曝气60min/非曝气搅拌60min,曝气频率fIA为2,即（60min/60min）2;曝气30min/非曝气搅拌30min,fIA为4,即（30min/30min）4;曝气25min/非曝气搅拌5min,fIA为8,即（25min/5min）8;曝气 15min/非曝气搅拌5min,fIA为12,即（15min/5min）12;曝气5min/非曝气搅拌5min,fIA为24,即（5min/5min）24。结果表明,在相同的AF下,fIA值越高越有利于脱氮,同步硝化反硝化现象越明显,AF值越小越有利于氮和磷的去除。系统最终的出水指标满足《城市污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。通过对悬浮填料生物膜系统SBBR运行条件和效果的研究,可以为SBBR的实际应用提供一些技术支持,并为类似工艺的深入研究提供参考。
王相文[10]（2012）在《饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究》文中认为随着工农业生产急速发展,环境污染问题日趋严重,水质标准不断严格化,传统水处理工艺已经不能满足人们对水质安全的要求。传统水处理工艺是由混凝、沉淀、过滤和消毒工艺共同组成的,为满足目前的水质标准要求,越来越多的水厂采用臭氧预氧化技术处理饮用水。臭氧可以去除水中色度和嗅味,还可改变有机物的性质,使之容易在后续处理中得到去除,但臭氧预氧化对混凝作用的影响说法不一。本文研究了臭氧预氧化、强化混凝和臭氧-混凝联用对水体污染物去除的影响。以模拟天然水体和化工废水为研究对象,使用不同碱化度的聚合氯化铝（PACl）和聚合氯化铁（PFC）作为混凝剂,采用静态烧杯实验和动态模拟实验相结合的方法,通过对出水水质指标检测,有机物GC-MS分析,比较了不同工艺对水体的处理效果,研究了臭氧预氧化与强化混凝作用的相互影响关系,初步探讨了臭氧-混凝联用去除水体有机污染物的作用机理。总结得出以下结论：（1）对模拟天然水体进行臭氧化处理后,采用不同碱化度PACl和PFC对臭氧化水体进行混凝作用,在混凝剂剂量相近的作用范围内,PACl （B=0）作用的水体较PACl（B=2）作用的水体,浊度去除率高出4.47%,UV254去除率高出31.89%；PFC（B=0）作用的水体较PFC（B=2）作用的水体,浊度去除率高出24.34%,UV254去除率高出12.11%,两种混凝剂作用下,藻类都可以完全去除,Chl-a的去除率皆在95%以上。可知碱化度（B=0）的混凝剂,其作用效果优于碱化度（B=2）的混凝剂。（2）单独臭氧化与单独混凝作用处理过的水样,其浊度和DOC的去除率均低于臭氧预氧化后,再进行混凝处理过的水样。臭氧预氧化后进行混凝处理的水样,当臭氧浓度为3mg·L-1,混凝剂剂量为3mg·L-1时,浊度降到最低值0.736NTU, DOC的浓度下降到最低值0.9mg·L-1,其浊度和DOC的去除率均高于臭氧浓度为1mg·L-1,混凝剂剂量为3mg·L-’时作用过的水样。说明,经过臭氧预氧化,再进行混凝对于水样浊度和DOC去除作用效果显着。（3）应用臭氧预氧化、强化混凝和臭氧混凝联用工艺处理模拟化工废水,通过出水GC-MS检测,可知原水以苯系物,醇类和酯类物质居多,还包含一些烷烃、醇类和酸类物质。臭氧预氧化处理过的水样,苯系物、烷烃类、醇类、酯类物质均未检出；强化混凝处理过的水样中,检出了绝大部分有机物；臭氧=混凝联用处理后,其有机物种类发生显着变化,仅检出部分醇类、酯类物质。说明臭氧-混凝联用处理对模拟化工废水中的绝大部分有机物的去除效果显着,明显优于单独混凝、臭氧氧化作用。（4）臭氧强氧化作用表现在对水中难降解有机物长链的破坏,使之分解为分子量较小的有机物,这些有机物可促进混凝作用的进一步进行,主要表现在以下方面：一是臭氧会破坏有机物中的基团,降低有机物的表面电荷密度,并减少有机物与铁、铝离子的络合；二是臭氧在分解过程中形成的带正电荷中间产物也可以起到中和有机物表面电荷的作用。后续的混凝过程中,大分子有机物通过絮凝剂的吸附沉淀得以去除,而一些分子量较低的溶解性有机物则被氧化降解,从而使复杂有机物进一步减少。
二、预氧化对强化一级处理城市污水的影响研究（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、预氧化对强化一级处理城市污水的影响研究（论文提纲范文）
（1）基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 能源和环境压力限制污水处理行业可持续发展 |
| 1.1.2 碳源不足制约城镇污水脱氮效能提升 |
| 1.1.3 开发污水/污泥碳源符合污水处理可持续发展需求 |
| 1.2 城镇污水碳源分配利用特性及研究进展 |
| 1.2.1 城镇污水的碳源组成 |
| 1.2.2 污水碳源的分配利用特性 |
| 1.3 碳源反硝化利用特性及研究进展 |
| 1.3.1 污水碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.2 常用外加碳源的反硝化利用特性 |
| 1.3.3 污泥发酵液的反硝化利用特性 |
| 1.4 碳源开发技术研究进展 |
| 1.4.1 基于物理沉降的碳源开发技术 |
| 1.4.2 基于化学强化的碳源开发技术 |
| 1.4.3 基于生物转化的碳源开发技术 |
| 1.4.4 微筛截留工艺的研究进展 |
| 1.5 生命周期评价在污水处理中的应用 |
| 1.5.1 生命周期评价在污水处理中的作用 |
| 1.5.2 污水/污泥处理工艺的生命周期评价 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 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 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验用水及剩余污泥性质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验仪器与试剂 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 污水碳源组成及分配利用特性研究 |
| 2.2.2 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 2.2.3 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 2.2.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规分析指标及测试方法 |
| 2.3.2 其他分析项目及测试方法 |
| 2.3.3 市政碳源组成特征分析 |
| 2.3.4 污水碳源的硝酸盐利用特性分析 |
| 2.3.5 水解-产酸动力学 |
| 2.3.6 高通量测序及群落结构分析 |
| 2.3.7 其他指标计算 |
| 第3章 污水碳源微筛截留条件优化及效能分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 污水碳源组成及反硝化利用特性分析 |
| 3.2.1 城镇污水碳源组成特征分析 |
| 3.2.2 污水/污泥碳源的反硝化利用特性分析 |
| 3.2.3 污水碳源在A~2O工艺中的分配和利用特性分析 |
| 3.3 颗粒碳源的微筛截留条件优化及效果分析 |
| 3.3.1 颗粒碳源的微筛截留条件优化 |
| 3.3.2 优化微筛截留对污水碳源分配转化特性的影响 |
| 3.4 颗粒碳源微筛截留的物料平衡及能耗分析 |
| 3.4.1 基本假设及估算依据 |
| 3.4.2 微筛截留对生物处理单元物料平衡的影响 |
| 3.4.3 微筛截留对生物处理单元能耗变化的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 截留碳源厌氧发酵产酸效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 截留碳源厌氧发酵产酸效能分析 |
| 4.2.1 截留碳源的产酸特性 |
| 4.2.2 截留碳源的水解特性 |
| 4.2.3 截留碳源厌氧发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.3 初始碱调节对截留碳源产酸效能的提升效果 |
| 4.3.1 不同初始碱条件下截留碳源的产酸效能 |
| 4.3.2 不同初始碱条件下截留碳源的水解及产甲烷特性 |
| 4.3.3 碱性发酵对截留碳源特性的影响 |
| 4.3.4 截留碳源碱性发酵过程中的微生物群落结构 |
| 4.4 截留碳源厌氧发酵产酸效能评估 |
| 4.4.1 截留碳源厌氧发酵产酸的物料平衡 |
| 4.4.2 截留碳源厌氧发酵产酸的能耗估算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 截留碳源与剩余污泥共发酵水解产酸效果分析 |
| 5.2.1 共发酵对产酸效果及挥发酸组分变化的影响 |
| 5.2.2 共发酵对多糖蛋白水解效率的影响 |
| 5.2.3 共发酵产酸过程中甲烷累积量及p H变化 |
| 5.3 共发酵过程的微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 微生物群落多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构及功能菌群 |
| 5.3.3 功能微生物与环境因子的互作机制 |
| 5.4 截留碳源与剩余污泥共发酵产酸效能评估 |
| 5.4.1 共发酵系统的物料平衡 |
| 5.4.2 共发酵系统的能耗分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 微筛截留-厌氧发酵工艺碳源供给效率及生命周期评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 碳源供给效率评价 |
| 6.2.1 碳源供给效率模型构建及参数分析 |
| 6.2.2 微筛截留-厌氧发酵的碳源供给效率评价 |
| 6.2.3 不同污水/污泥处理方案适用模式分析 |
| 6.3 微筛截留-厌氧发酵工艺的生命周期评价 |
| 6.3.1 生命周期模型构建与数据收集 |
| 6.3.2 污水/污泥处理阶段的清单分析 |
| 6.3.3 生命周期结果评价 |
| 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 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 南水北调中线工程及河北省水资源现状 |
| 1.1.2 河北南部目标水厂运行处理现状 |
| 1.1.3 给水处理除藻技术研究现状 |
| 1.1.4 给水处理技术 |
| 1.2 饮用水残余铝的危害及控制 |
| 1.2.1 饮用水残余铝的危害 |
| 1.2.2 生活饮用水卫生标准中铝的浓度限制 |
| 1.2.3 饮用水残余铝含量的控制 |
| 1.3 吸附剂强化混凝在水处理的应用 |
| 1.3.1 强化混凝机理 |
| 1.3.2 强化混凝技术措施 |
| 1.3.3 吸附剂强化混凝在水处理中的应用 |
| 1.4 研究目的及主要内容 |
| 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 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 试验药剂 |
| 2.1.3 试验主要仪器及设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 常规混凝小试试验 |
| 2.2.2 吸附剂强化混凝小试试验 |
| 2.2.3 动态试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规指标分析方法 |
| 2.3.2 残余铝的测定 |
| 2.3.3 产泥量分析 |
| 第3章 强化混凝处理河北南部南水北调水吸附剂比选研究 |
| 3.1 试验期间河北南部南水北调水水质及特点 |
| 3.2 混凝剂单独混凝处理南水北调水优化研究 |
| 3.2.1 单独混凝对浊度的去除情况 |
| 3.2.2 单独混凝对有机物的去除情况 |
| 3.2.3 单独混凝对藻类的去除情况 |
| 3.3 强化混凝处理南水北调水吸附剂比选研究 |
| 3.3.1 吸附剂强化混凝对浊度的去除效果 |
| 3.3.2 吸附剂强化混凝对叶绿素a的去除效果 |
| 3.3.3 吸附剂强化混凝对有机物的去除效果 |
| 3.3.4 吸附剂比选小结 |
| 3.4 硅藻土强化混凝处理南水北调水 |
| 3.4.1 硅藻土强化混凝对浊度的去除效果 |
| 3.4.2 硅藻土强化混凝对有机物的去除效果 |
| 3.4.3 硅藻土强化混凝对藻类的去除效果 |
| 3.4.4 硅藻土强化混凝的残余铝含量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 硅藻土强化混凝及残余铝含量的影响因素研究 |
| 4.1 pH值对硅藻土强化混凝处理南水北调水的影响 |
| 4.1.1 原水pH值对强化混凝的影响 |
| 4.1.2 投加PAC后调节pH值对强化混凝的影响 |
| 4.1.3 pH值对强化混凝残余铝含量的影响 |
| 4.2 硅藻土与PAC投加时间及顺序的影响 |
| 4.2.1 不同投加时间及顺序对混凝效果的影响 |
| 4.2.2 不同投加时间及顺序对残余铝含量的影响 |
| 4.3 其他条件对硅藻土强化混凝残余铝含量的影响 |
| 4.3.1 PAC投加量对残余铝含量的影响 |
| 4.3.2 原水浊度对残余铝含量的影响 |
| 4.3.3 余浊与残余铝含量的关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 吸附剂强化混凝动态试验处理南水北调水优化研究 |
| 5.1 动态试验装置及运行调试 |
| 5.1.1 动态试验装置及主要参数 |
| 5.1.2 试验期间河北南部南水北调水水质及特点 |
| 5.1.3 动态试验装置运行工况调试 |
| 5.2 硅藻土强化混凝处理南水北调水优化研究 |
| 5.2.1 硅藻土强化混凝对浊度和藻类的去除效果 |
| 5.2.2 硅藻土强化混凝对有机物的去除效果 |
| 5.2.3 硅藻土强化混凝的残余铝含量 |
| 5.3 粉末活性炭强化混凝处理南水北调水优化研究 |
| 5.3.1 粉末活性炭强化混凝对浊度和藻类的去除效果 |
| 5.3.2 粉末活性炭强化混凝对有机物的去除效果 |
| 5.3.3 粉末活性炭强化混凝的残余铝含量 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 吸附剂强化混凝处理河北南部南水北调水动态试验运行 |
| 6.1 硅藻土强化混凝处理南水北调水动态试验 |
| 6.1.1 动态试验运行对浊度和藻类的去除效果 |
| 6.1.2 动态试验运行对有机物的去除效果 |
| 6.1.3 动态试验运行残余铝含量 |
| 6.2 粉末活性炭强化混凝处理南水北调水动态试验 |
| 6.2.1 动态试验运行对浊度和藻类的去除效果 |
| 6.2.2 动态试验运行对有机物的去除效果 |
| 6.2.3 动态试验运行残余铝含量 |
| 6.3 吸附剂强化混凝处理南水北调水调节pH值的残余铝含量 |
| 6.4 动态试验运行吸附剂强化混凝与传统混凝工艺对比 |
| 6.4.1 水力负荷对PAC单独混凝动态运行的影响 |
| 6.4.2 水力负荷对吸附剂强化混凝动态运行的影响 |
| 6.4.3 产泥量对比 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）地表水厂应对微污染水的工艺优化研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国地表水微污染状况 |
| 1.1.2 水源水中的有机污染物质 |
| 1.1.3 孚日水厂水源水现状 |
| 1.2 孚日水厂工艺及运行现状 |
| 1.2.1 孚日水厂工艺流程 |
| 1.2.2 主要处理构筑物、设施及设计运行参数 |
| 1.2.3 水厂运行过程中存在的问题 |
| 1.3 微污染水中有机物的处理现状 |
| 1.3.1 传统工艺强化处理技术 |
| 1.3.2 预处理技术 |
| 1.3.3 深度处理技术 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验用原水水质 |
| 2.2 实验分析项目及仪器 |
| 2.3 实验药品 |
| 2.4 主要实验材料 |
| 2.4.1 粉末活性炭 |
| 2.4.2 火山岩 |
| 2.4.3 颗粒活性炭 |
| 2.5 研究方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 强化混凝试验研究 |
| 3.1.1 铁盐混凝剂混凝试验 |
| 3.1.2 PAC投加量试验 |
| 3.1.3 PAM助凝试验 |
| 3.1.4 KMnO4+PAC+PAM试验 |
| 3.1.5 粉末活性炭+PAC+PAM试验 |
| 3.1.6 KMnO4-粉末活性炭联用试验 |
| 3.1.7 小结 |
| 3.2 曝气生物滤池预处理试验研究 |
| 3.2.1 BAF参数选择与挂膜启动 |
| 3.2.2 BAF对污染物的去除效果 |
| 3.2.3 影响BAF运行效果的因素 |
| 3.2.4 BAF对后续处理工段的影响 |
| 3.2.5 小结 |
| 3.3 炭砂双层滤料强化过滤试验研究 |
| 3.3.1 试验期间滤前水水质情况 |
| 3.3.2 炭砂过滤对污染物的去除效果 |
| 3.3.3 炭砂过滤对pH与溶解氧的影响 |
| 3.3.4 炭砂过滤反洗周期与参数的确定 |
| 3.3.5 存在问题及改造可行性分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 强化混凝对有机物去除的效果差异和影响 |
| 4.2 BAF对氨氮的去除影响因素 |
| 4.3 工艺试验合理性及存在不足 |
| 4.3.1 试验数据 |
| 4.3.2 存在不足 |
| 4.4 展望 |
| 5 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 6 参考文献 |
| 7 致谢 |
（4）物化强化A/O生物过滤工艺处理市政污水二级出水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 水资源与水环境 |
| 1.1.2 废水处理及其发展 |
| 1.1.3 市政污水深度处理与回用的必要性和可行性 |
| 1.2 市政污水深度处理与回用研究现状 |
| 1.2.1 国外市政污水深度处理与回用的发展及现状 |
| 1.2.2 我国市政污水深度处理及回用现状 |
| 1.3 我国市政污水深度处理回用存在的主要问题 |
| 1.3.1 民众的环境意识与接受程度 |
| 1.3.2 社会发展理念与政策保障措施 |
| 1.3.3 科技创新发展与技术局限性 |
| 1.4 市政污水深度处理主要工艺与技术 |
| 1.4.1 强化混凝 |
| 1.4.2 高效吸附 |
| 1.4.3 生物过滤 |
| 1.4.4 化学氧化 |
| 1.4.5 膜分离 |
| 1.5 课题意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的提出与研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 市政污水二级处理出水水质特征分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验用水 |
| 2.2.2 试验仪器及试剂 |
| 2.2.3 水质分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 三种工艺二级出水常规指标特征分析 |
| 2.3.2 三种工艺二级出水的有机物赋存状态 |
| 2.3.3 三种工艺二级出水的紫外吸收特征 |
| 2.3.4 三种工艺二级出水的可生化性 |
| 2.3.5 三种工艺二级出水的氮元素分布状况 |
| 2.3.6 三种工艺二级出水的重金属元素 |
| 2.4 小结 |
| 3 A/O生物过滤处理市政污水二级出水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验用水 |
| 3.2.2 试验装置 |
| 3.2.3 试验分析方法 |
| 3.2.4 试验仪器及试剂 |
| 3.2.5 滤料性能分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 滤料性能分析与选择 |
| 3.3.2 A/O生物过滤系统的挂膜启动 |
| 3.3.3 A/O生物过滤系统的稳态运行效果 |
| 3.3.4 影响A/O生物过滤系统水处理效果的主要因素 |
| 3.4 小结 |
| 4 强化物化法处理市政污水二级出水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验用水与分析方法 |
| 4.2.2 强化混凝法 |
| 4.2.3 臭氧氧化法 |
| 4.2.4 高铁酸钾氧化法 |
| 4.2.5 平板陶瓷膜过滤法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 强化混凝的强化处理效果 |
| 4.3.2 臭氧氧化的强化处理效果 |
| 4.3.3 高铁酸钾氧化的强化处理效果 |
| 4.3.4 平板陶瓷膜直接过滤的处理效果 |
| 4.4 小结 |
| 5 预氧化-A/O生物过滤-陶瓷膜工艺处理市政污水二级出水 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 组合工艺单元及运行 |
| 5.2.1 工艺组成与试验装置 |
| 5.2.2 试验用水与分析方法 |
| 5.2.3 工艺系统运行方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 工艺总体运行效果 |
| 5.3.2 工艺单元的污染物去除效果分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）超滤处理污水厂二级出水中的膜污染机理与控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市污水处理厂中的有机物及处理技术 |
| 1.1.1 污水处理厂二级出水有机物 |
| 1.1.2 二级出水中的PPCPs类小分子微量有机物 |
| 1.1.3 城市污水处理技术 |
| 1.2 超滤在水处理中的应用 |
| 1.2.1 超滤在饮用水处理中的应用 |
| 1.2.2 超滤在城市污水处理中的应用 |
| 1.2.3 超滤技术的优点与不足 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 超滤膜污染机理与控制研究进展 |
| 1.3.2 城市污水厂二级出水深度处理研究进展 |
| 1.3.3 PPCPs类小分子微量有机物的危害及处理技术研究进展 |
| 1.4 课题背景及研究目的和意义 |
| 1.4.1 课题研究背景 |
| 1.4.2 课题研究目的和意义 |
| 1.5 本文的主要研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 课题主要研究内容 |
| 1.5.2 课题技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和装置 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验装置 |
| 2.2 污染物检测方法及分析设备 |
| 2.2.1 有机污染物定量指标 |
| 2.2.2 无机污染物 |
| 2.2.3 其他污染物成分分析 |
| 2.2.4 污染物分析设备和仪器 |
| 2.3 超滤膜特性检测及膜污染表征方法 |
| 2.3.1 超滤膜通量计算公式 |
| 2.3.2 超滤膜阻力计算公式 |
| 第3章 超滤处理城市污水二级出水的膜污染特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 城市污水二级出水中污染物特性分析 |
| 3.2.1 城市污水二级出水中污染物成分分析 |
| 3.2.2 城市污水二级出水中有机物荧光特性分析 |
| 3.2.3 城市污水二级出水中污染物粒度及分子量分布分析 |
| 3.3 超滤处理城市污水二级出水过程中膜污染特性 |
| 3.3.1 运行压力对超滤处理二级出水过程中膜比通量下降的影响 |
| 3.3.2 运行压力对超滤处理二级出水过程中膜污染可逆性分析 |
| 3.4 运行压力对超滤处理二级出水过程中净水效能的影响 |
| 3.4.1 超滤工艺运行压力对有机物去除效能研究 |
| 3.4.2 超滤工艺运行压力对荧光物质去除效能研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 预处理控制二级出水膜污染的效能与机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 氧化与混凝对EFOM污染物的去除效能 |
| 4.2.1 臭氧预氧化对EfOM污染物的去除效能 |
| 4.2.2 混凝对EfOM污染物的去除效能 |
| 4.3 混凝-超滤工艺对EFOM膜污染及净水效能的影响 |
| 4.3.1 混凝-超滤工艺对膜污染的影响 |
| 4.3.2 混凝-超滤工艺对净水效能的影响 |
| 4.4 预氧化强化混凝-超滤对EFOM膜污染及净水效能的影响 |
| 4.4.1 预氧化强化混凝-超滤工艺对膜污染的影响 |
| 4.4.2 预氧化强化混凝-超滤工艺对净水效能的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 超滤膜法二级出水深度处理过程中微量有机物的强化去除效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 超滤膜对二级出水中PPCPS的截留效能 |
| 5.2.1 单独超滤对PPCPs的截留效能 |
| 5.2.2 EfOM滤饼层对PPCPs的截留效能 |
| 5.3 超滤组合工艺对PPCPS的截留效能 |
| 5.3.1 臭氧氧化预处理对PPCPs的去除效能 |
| 5.3.2 混凝对PPCPs的去除效能 |
| 5.3.3 预氧化强化混凝-超滤对PPCPs的去除效能 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（6）污水再生过程中前体物及消毒副产物的变化规律与控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 污水再生利用的重要性 |
| 1.1.2 国内外污水再生利用现状 |
| 1.2 再生水消毒技术 |
| 1.2.1 氯消毒 |
| 1.2.2 ClO_2消毒 |
| 1.2.3 氯胺消毒 |
| 1.2.4 O_3消毒 |
| 1.2.5 UV消毒 |
| 1.3 DBPs |
| 1.3.1 DBPs的产生 |
| 1.3.2 DBPs的危害 |
| 1.4 再生水DBPs研究现状 |
| 1.5 研究内容与意义 |
| 1.5.1 研究目标与内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 污水再生过程中DBPs前体物转化规律 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 试验结果与讨论 |
| 2.3.1 污水再生过程中DBPs前体物特征和变化 |
| 2.3.2 氯消毒条件下前体物的DBPFP变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 生物处理过程中DBPs前体物特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 倒置A~2/O过程中DBPs前体物特征和变化 |
| 3.3.2 氯消毒条件下前体物的DBPs的变化 |
| 3.3.3 不同组分前体物对DBPs的贡献 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 O_3-陶瓷膜处理二级出水对DBPs影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验装置 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 试验结果与讨论 |
| 4.3.1 陶瓷膜过滤对前体物及DBPs的作用 |
| 4.3.2 O_3预氧化对前体物及DBPs的作用 |
| 4.3.3 O_3-陶瓷膜耦合工艺对前体物及DBPs的作用 |
| 4.4 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录一：作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 附录二：缩略词表 |
（7）催化预氧化处理屠宰废水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 高浓度有机废水的预氧化处理技术研究现状 |
| 1.2.1 高浓度有机废水的处理方法 |
| 1.2.2 强化预处理的意义和方法 |
| 1.2.3 高锰酸钾预氧化水处理技术概述 |
| 1.2.4 高锰酸钾预氧化技术机理 |
| 1.2.5 磁场水处理技术 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 试验装置与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 高锰酸钾预氧化试验装置 |
| 2.1.2 磁场催化试验装置 |
| 2.1.3 磁场与高锰酸钾协同作用试验装置 |
| 2.1.4 催化氧化对屠宰废水混凝特性影响试验装置 |
| 2.2 试验步骤 |
| 2.2.1 高锰酸钾预氧化屠宰废水试验步骤 |
| 2.2.2 磁场催化屠宰废水试验步骤 |
| 2.2.3 催化预氧化屠宰废水试验步骤 |
| 2.2.4 屠宰废水混凝试验步骤 |
| 2.2.5 高锰酸钾预氧化—混凝处理屠宰废水试验步骤 |
| 2.2.6 磁场催化—混凝处理屠宰废水试验步骤 |
| 2.2.7 催化预氧化—混凝处理屠宰废水试验步骤 |
| 2.3 分析方法 |
| 第三章 高锰酸钾预氧化屠宰废水的试验研究 |
| 3.1 试验结果及分析 |
| 3.1.1 高锰酸钾预氧化DO变化曲线 |
| 3.1.2 高锰酸钾预氧化COD变化曲线 |
| 3.1.3 高锰酸钾预氧化氨氮变化曲线 |
| 3.1.4 高锰酸钾预氧化浊度变化曲线 |
| 3.1.5 高锰酸钾预氧化总磷变化曲线 |
| 3.2 高锰酸钾预氧化理论和机理分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 磁场催化屠宰废水的试验研究 |
| 4.1 试验结果及分析 |
| 4.1.1 磁场催化对DO的影响 |
| 4.1.2 磁场催化对COD的影响 |
| 4.1.3 磁场催化对氨氮的影响 |
| 4.1.4 磁场催化对浊度的影响 |
| 4.1.5 磁场催化对总磷的影响 |
| 4.2 磁场催化理论和机理分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 磁场协同高锰酸钾氧化屠宰废水的试验研究 |
| 5.1 试验结果及分析 |
| 5.1.1 对DO的影响 |
| 5.1.2 对COD的影响 |
| 5.1.3 对氨氮的影响 |
| 5.1.4 对浊度的影响 |
| 5.1.5 对总磷的影响 |
| 5.2 本章小结 |
| 第六章 催化预氧化对屠宰废水混凝特性的影响研究 |
| 6.1 高锰酸钾预氧屠宰废水混凝特性的影响研究 |
| 6.2 磁场催化屠宰废水混凝特性的影响研究 |
| 6.3 磁场与高锰酸钾协同作用屠宰废水混凝特性的影响研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（8）餐饮废水中阴离子表面活性剂去除的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 课题研究背景 |
| 1.2.1 昆明市餐饮废水现状 |
| 1.2.2 课题研究目的和意义 |
| 1.2.3 阴离子表面活性剂的特点 |
| 1.2.4 国内外对去除LAS的研究动态和处理现状 |
| 1.3 课题研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 课题研究内容 |
| 1.3.3 课题研究技术路线 |
| 1.4 课题主要创新点 |
| 第二章 实验方案和分析方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验分析方法 |
| 2.2.1 阴离子表面活性剂(LAS)的测定 |
| 2.2.2 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.2.3 动植物油的测定 |
| 2.3 LAS标准曲线的测定 |
| 2.4 动植物油标准曲线的测定 |
| 2.5 实验设计方法 |
| 2.5.1 静态实验方法 |
| 2.5.2 动态实验方法 |
| 2.6 去除机理 |
| 2.6.1 预氧化强化混凝技术 |
| 2.6.2 预氧化-强化混凝机理 |
| 2.6.3 吸附机理 |
| 第三章 餐饮废水氧化混凝实验 |
| 3.1 餐饮废水氧化实验 |
| 3.1.1 氧化剂投加量对COD、LAS及动植物油去除效率的影响 |
| 3.1.2 氧化时间对COD去除效率的影响 |
| 3.1.3 氧化验证实验 |
| 3.2 餐饮废水混凝实验 |
| 3.2.1 混凝剂投加量对COD、LAS及动植物油去除效率的影响 |
| 3.2.2 沉降时间对COD、LAS及动植物油去除效率的影响 |
| 3.2.3 混凝验证实验 |
| 3.3 氧化混凝综合效应实验 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 静态吸附LAS影响因素实验研究 |
| 4.1 常用吸附剂 |
| 4.1.1 活性炭 |
| 4.1.2 麦饭石 |
| 4.1.3 核桃壳 |
| 4.2 吸附剂对LAS去除效率的影响 |
| 4.3 吸附剂投加量对LAS去除效率的影响 |
| 4.4 吸附时间对LAS去除效率的影响 |
| 4.5 吸附等温线拟合 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 吸附LAS的动态实验研究 |
| 5.1 滤料层厚度对核桃壳滤层动态吸附去除LAS的影响 |
| 5.2 滤速对核桃壳滤层动态吸附去除LAS的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 强化混凝-吸附工艺与粗粒化法对比 |
| 6.1 粗粒化法概述 |
| 6.2 粗粒化法具体案例与强化混凝-吸附工艺对比分析 |
| 6.2.1 昆明市某餐饮企业餐饮废水处理系统简介 |
| 6.2.2 处理效果对比分析 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间发表的学术论文及参与的科研项目 |
（9）利用悬浮填料生物膜系统SBBR处理生活污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源和研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题研究背景 |
| 1.1.3 课题研究目的与意义 |
| 1.2 国内外同类课题研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 SBBR工艺在国外的研究现状及发展趋势 |
| 1.2.2 SBBR工艺在国内的研究现状及发展趋势 |
| 1.2.3 SBBR工艺的影响因素研究现状 |
| 1.3 生物膜载体的研究现状 |
| 1.3.1 SBBR工艺的填料选择及发展现状 |
| 1.3.2 悬浮生物填料的研究现状 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 试验装置与分析方法 |
| 2.1 试验装置与材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验填料 |
| 2.1.3 试验主要仪器设备 |
| 2.2 试验废水水质与接种污泥 |
| 2.2.1 试验废水水质 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验方法与分析方法 |
| 2.3.1 试验方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 第三章 SBBR的启动 |
| 3.1 活性污泥的驯化 |
| 3.2 1#SBBR反应器投加聚丙烯填料的启动研究 |
| 3.2.1 1#反应器启动中COD的去除效果 |
| 3.2.2 1#反应器启动中TN的去除效果 |
| 3.2.3 1#反应器启动中TP的去除效果 |
| 3.3 2#SBR反应器传统活性污泥法的启动研宄 |
| 3.4 1#和2#反应器两种启动方式的对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 SBBR反应器在A/O工况下运行效果的研究 |
| 4.1 系统运行工况时间的确定 |
| 4.1.1 厌氧时间的确定 |
| 4.1.2 好氧时间的确定 |
| 4.1.3 沉淀时间的确定 |
| 4.1.4 排泥时间的确定 |
| 4.2 系统在最佳时间工况下的运行效果 |
| 4.2.1 系统对COD的去除效果 |
| 4.2.2 系统对TP的去除效果 |
| 4.2.3 系统对NH_4~+-N的去除效果 |
| 4.2.4 系统对TN的去除效果 |
| 4.3 SBBR工艺稳定运行下的生物相分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要因素对SBBR工艺处理效果影响的研究 |
| 5.1 温度对SBBR系统处理效果的影响研究 |
| 5.1.1 温度对COD去除效果的影响 |
| 5.1.2 温度对TP去除效果的影响 |
| 5.1.3 温度对TN去除效果的影响 |
| 5.2 C/N值对SBBR系统处理效果的影响研究 |
| 5.2.1 C/N值对COD去除效果的影响 |
| 5.2.2 C/N对TP去除效果的影响 |
| 5.2.3 C/N对TN去除效果的影响 |
| 5.3 C/P值对SBBR系统处理效果的影响研究 |
| 5.3.1 C/P值对COD去除效果的影响 |
| 5.3.2 C/P值对TN去除效果的影响 |
| 5.3.3 C/P值对TP去除效果的影响 |
| 5.4 DO对SBBR系统处理效果的影响研究 |
| 5.4.1 DO对COD去除效果的影响 |
| 5.4.2 DO对TP去除效果的影响 |
| 5.4.3 DO对TN去除效果的影响 |
| 5.5 SBBR反应器在优化工况下的运行效果 |
| 5.5.1 SBBR对COD的去除效果 |
| 5.5.2 SBBR对TN的去除效果 |
| 5.5.3 SBBR对TP的去除效果 |
| 5.6 典型周期内同步硝化反硝化过程的分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 改变好氧段曝气模式对强化SBBR处理效果的研究 |
| 6.1 好氧段连续曝气模式下系统的处理效果研究 |
| 6.1.1 好氧段连续曝气方式下COD的去除效果 |
| 6.1.2 好氧段连续曝气方式下TP的去除效果 |
| 6.1.3 好氧段连续曝气方式下TN的去除效果 |
| 6.2 好氧段间歇曝气模式对系统去除效果的影响研究 |
| 6.2.1 不同曝气工况下系统的去除效果 |
| 6.2.2 AF和f_(IA)的影响研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间科研成果 |
| 致谢 |
（10）饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 混凝 |
| 1.1.1 混凝机理 |
| 1.1.2 混凝作用的影响因素 |
| 1.1.3 混凝剂 |
| 1.1.4 强化混凝 |
| 1.2 臭氧 |
| 1.2.1 臭氧性质 |
| 1.2.2 臭氧制备 |
| 1.2.3 臭氧应用 |
| 1.3 课题研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验条件 |
| 2.2 分析试剂 |
| 2.3 有机物表征参数 |
| 2.4 有机物检测方法 |
| 2.5 主要分析仪器 |
| 第三章 强化混凝对臭氧化水体影响研究 |
| 3.1 不同碱化度聚合氯化铝(PACl)强化混凝对臭氧化过程影响 |
| 3.1.1 PACl(碱化度B=0)对臭氧化水体影响 |
| 3.1.2 PACl(碱化度B=2)对臭氧化水体影响 |
| 3.2 不同碱化度聚合氯化铁(PFC)强化混凝对臭氧化过程影响 |
| 3.2.1 PFC(碱化度B=0)对臭氧化水体影响 |
| 3.2.2 PFC(碱化度B=2)对臭氧化水体影响 |
| 3.3 强化混凝对臭氧化过程影响机理探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧预氧化对混凝去除水体污染物影响研究 |
| 4.1 臭氧水浓度变化 |
| 4.1.1 纯水、自来水臭氧浓度变化 |
| 4.1.2 水样臭氧浓度变化 |
| 4.2 臭氧预氧化对混凝过程影响 |
| 4.2.1 臭氧预氧化-强化混凝处理工艺流程 |
| 4.2.2 臭氧预氧化对混凝去除水体浊度和DOC影响 |
| 4.3 臭氧预氧化对混凝去除水体有机物分析 |
| 4.4 臭氧预氧化对混凝作用影响机理探讨 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 臭氧-混凝联用去除水体污染物研究 |
| 5.1 混凝、臭氧单独作用对水体影响 |
| 5.2 臭氧-混凝联用对水体浊度和DOC影响 |
| 5.3 臭氧-混凝联用处理水样GC-MS分析 |
| 5.4 臭氧-混凝联用作用机理探讨 |
| 5.4.1 臭氧与有机物作用途径 |
| 5.4.2 臭氧-混凝联用机理浅析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论和建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
四、预氧化对强化一级处理城市污水的影响研究（论文参考文献）
- [1]基于微筛截留-厌氧发酵的城镇污水/污泥碳源反硝化利用研究[D]. 段燕青. 太原理工大学, 2021(01)
- [2]河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究[D]. 崔妍琰. 河北工程大学, 2020(07)
- [3]地表水厂应对微污染水的工艺优化研究[D]. 王朋. 山东农业大学, 2020(10)
- [4]物化强化A/O生物过滤工艺处理市政污水二级出水试验研究[D]. 邱琪. 兰州交通大学, 2019(04)
- [5]超滤处理污水厂二级出水中的膜污染机理与控制[D]. 王昊. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [6]污水再生过程中前体物及消毒副产物的变化规律与控制研究[D]. 韩慧慧. 江南大学, 2017(02)
- [7]催化预氧化处理屠宰废水的试验研究[D]. 齐凯. 沈阳建筑大学, 2015(10)
- [8]餐饮废水中阴离子表面活性剂去除的实验研究[D]. 李湘婉. 昆明理工大学, 2015(12)
- [9]利用悬浮填料生物膜系统SBBR处理生活污水的试验研究[D]. 李宇. 沈阳建筑大学, 2015(07)
- [10]饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究[D]. 王相文. 山西大学, 2012(11)