一、电解法降解动物制药废水的研究（论文文献综述）
陈正波[1]（2021）在《基于微纳米气泡协同技术对盐酸四环素废水的去除性能研究》文中认为近年来,随着工业化的快速发展,水污染环境问题日益凸出,其中抗生素废水的治理已经成为国内外环境领域的研究热点。微纳米气泡（MB）具有停留时间长、比表面积大、界面ζ电位高、传质效率高、产生自由基、自身增压溶解等特性而引起了人们的广泛关注。本研究提出微纳米气泡协同铁碳微电解、过氧化氢技术来降解盐酸四环素（TC）废水,又以微纳米气泡/铁碳微电解-H2O2技术相结合处理实际制药废水,以期为有机废水的治理提供新的解决方法。主要开展以下工作:（1）采用微纳米气泡协同铁碳微电解技术处理盐酸四环素废水,通过X射线衍射（XRD）、傅里叶变换红外光谱（FT-IR）、氮气吸附-脱附测试（BET）、扫描电子显微镜（SEM）、X射线能谱分析（EDS）对反应前后的铁碳材料进行了结构表征;此外,研究了不同反应时间、铁碳投加量、p H、微纳米气泡进气量对盐酸四环素去除率的影响。结果表明:微纳米气泡对铁碳微电解有显着的协同作用,当反应时间为120 min、铁碳投加量为100 g·L-1、p H=3、微纳米气泡进气量为30 m L·min-1时,浓度为20 mg·L-1的盐酸四环素降解率为80.84%,TOC去除率为47.89%,动力学研究分析表明,TC的降解过程符合拟一级反应动力学模型。通过HPLC-MS技术鉴定了TC的可能中间产物,分析了TC的降解机理,结果表明TC分子主要通过去甲基化和碳-碳单键断裂等方式降解为小的中间体,并最终分解转化为CO2和H2O等无机化合物。（2）采用微纳米气泡协同H2O2技术处理盐酸四环素废水,研究了MB/H2O2体系在不同影响因素下的降解性能,结果表明:当反应时间为150 min、H2O2投加量为30 mmol·L-1、p H=3、MB进气量为30 m L·min-1时,TC的降解率可达92.43%,动力学研究分析表明,TC的降解过程符合拟一级反应动力学模型。通过响应曲面实验分析结果表明,影响盐酸四环素降解的主次因素顺序为:p H>H2O2投加量>MB进气量,且各因素之间交互作用显着。响应曲面法得到最佳工艺条件:H2O2投加量为31.18mmol·L-1、p H为3.0、MB进气量为29.45 m L·min-1,并预测该条件下TC的去除率为88.03%,在最佳工艺条件下测得TC的去除率为89.62%,与理论预测值偏差1.90%,相对标准偏差RSD=2.68%,说明响应曲面法得出的最优工艺参数具有重现性,该模型可信度较高。此外,自由基猝灭和电子自旋共振（ESR）实验表明,·OH、HO2·/·O2-是MB/H2O2体系中的主要活性氧自由基。通过HPLC-MS技术鉴定了TC的可能中间产物,分析了TC的降解机理,结果表明·OH和HO2·/·O2-自由基首先会攻击盐酸四环素分子,导致其发生去甲基化和羟基化、开环反应、异构化、脱乙基、脱酰基、脱胺化和脱水反应,m/z=141、m/z=126、m/z=110和m/z=84等中间体在·OH和HO2·/·O2-自由基的作用下最终转化分解为CO2和H2O等无机化合物。（3）采用微纳米气泡协同铁碳微电解-H2O2技术处理实际制药废水,结果表明:当反应时间为240 min、铁碳投加量为200 g·L-1、H2O2投加量15 m L/L时,COD、TOC去除率分别为43.35%、31.53%,其去除效率均高于其它体系。MB/铁碳微电解-H2O2工艺不仅充分发挥了微纳米气泡的特性,还显着提升了制药废水的降解效率,这项研究工作为今后处理实际制药废水提供了一种新的思路。
郭立新,贾元,SOUDA THANORK,吴佳铭[2]（2021）在《含抗生素污水处理技术研究进展》文中研究说明抗生素废水成分复杂,色度较高,生物毒性较高,含有多种抑制物质,属于高浓度难降解有机废水。另外,其残留物一般含有浓度不同、种类也不同的抗生素及生产、使用抗生素期间的代谢产物。抗生素废水成分的复杂性,决定其单纯依靠传统的处理方法,即生物组合工艺处理方式并不能达到国家法律、法规所要求的污水排放标准,不达标的废水直接排放会对生态环境造成不可估量的损害,特别是在对生态环境受到日益重视的背景之下,不达标的排放可能会给抗生素生产企业发展带来不容忽视的难题。对近年来国内外污水中抗生素的现状和抗生素废水处理技术（以青霉素类抗生素废水为例）进行了综述,并对抗生素废水处理未来发展的方向进行了展望。
张嘉志[3]（2020）在《铁碳人工湿地处理农村生活污水尾水的脱氮除磷效果研究》文中研究指明十三五时期,我国城镇化进程不断推进,经济迅猛增长,农村生活质量不断改善。然而经济发展的同时,不发达省份农村生活污水收集、处理设施建设未能跟上发展步伐,仍有大量农村生活污水未经处理直接排入天然水体,农村水环境面临严峻挑战。现有的城市污水处理工艺存在投资大、运行费用高和管理复杂等缺点,无法在农村广泛应用。因此,寻找符合农村特点、建设成本较低且易于维护的工艺来提高农村生活污水尾水水质,势在必行。本文针对农村生活污水尾水氮、磷浓度过高的问题,在以沸石为主材料的传统人工湿地基础上,分别以铁碳填料、活性炭为添加物（5%）,设计建立了3种竖直潜流人工湿地系统。重点考察了包括铁碳人工湿地(WIC)在内的3种湿地系统在不同HRT、铁碳质量比、进水C/N比、温度下对农村生活污水尾水的处理效果,对基质微生物群落结构和脱氮除磷功能基因进行测定和分析。取得的主要成果如下:1.在环境温度25℃-35℃时对比3种系统在不同水力停留时间下的运行效果。当HRT为1d,表面负荷为0.2081 m3/m2·d时,WIC的COD、NH4+-N、NO3--N、TN、TP去除率分别为83.2%、87.3%、81.9%、87.8%、83.7%,出水水质达到地表Ⅴ类水标准。与对照组相比,WIC的NO3--N、TN、TP去除效率分别提高19.7%-52.9%、6.4%-21.8%、44.6%-52.5%。对不同点位的污染物浓度和理化参数进行测定,结果表明,铁碳填料使系统下层（40cm处）单层去除率明显上升,WIC的NH4+-N、NO3--N、TN、TP去除率比对照组分别提高了4.9-11.1%、53.2-58.3%、26.5-41.8%、25.5-28.6%。与此同时,系统下层DO消耗量增加,p H升高,ORP电位低于100mv,更具还原性。2.对比分析典型周期（HRT=1d）下铁碳质量比、进水C/N比、温度等因素对不同湿地系统运行效果的影响。不同的铁碳比例影响着铁碳填料的处理效果,当铁碳质量比为5:1时,WIC对NO3--N、TN、TP去除率最高,分别为81.9%、83.9%、87.8%。接着对限制脱氮除磷的因素之一——进水C/N比进行研究,三种系统COD出水浓度保持稳定,NH4+-N、NO3--N、TN、TP去除率明显上升,WF和WIC受碳源影响大于WC;当进水C/N比≤3.52时,各湿地系统TN内各组分比例无明显变化,当进水C/N比≥4.70时,WIC出水中NH4+-N比例上升至87.6%,NO3--N比例下降12.0%,情况与对照组相反。最后对限制微生物活性的因素之一——温度进行研究,对比了3种人工湿地夏冬两季的运行效果。当环境温度低于15℃时,3种系统NH4+-N、NO3--N、TN、TP去除率分别下降3.1%-32.9%、44.6%-96.0%、19.0%-59.3%、2.7%-20.7%。WF和WC中NO3--N出现负增长,WIC系统的NH4+-N、NO3--N、TN、TP去除率分别为84.2%、35.2%、64.8%、90.5%。3.为探究基质对系统内功能微生物定殖分布的影响,对3种系统不同基质层内的细菌进行了高通量测序。Alpha多样性分析中,WC、WIC下层基质中OUT number、observed＿species、shannon指数、simpson指数均高于WF,投加活性炭和铁碳材料均能提高系统内土壤细菌群落的丰度和多样性。Beta多样性分析中,Weighted Unifrac热图和PCA分析菌表明,不同系统和同一系统内的不同基质层间的细菌群落差异明显。注释分析结果可知,活性炭和铁碳材料的投加降低了硝化菌目（Enterobacteriales）的丰度;铁碳材料的投加使系统内反硝化菌目（Rhodocyclales、Nitrosomonadales、Burkholderiales）、电子转移的相关菌目（Methanobacteriales、Geobacter、Desulfuromonadales）进一步富集,系统内存在更为高效的反硝化方式。4.为了进一步明确不同系统的脱氮除磷能力,对参与脱氮除磷的部分功能基因进行实时荧光定量PCR检测,确定了不同功能基因的丰度。检测结果表明,WIC内AOB-amo A数量较对照组高出1个数量级,但铁碳填料的化学反应导致出水NH4+-N浓度升高。反硝化功能基因nir S、nir K、nos Z,厌氧氨氧化基因hzs A在WIC下层基质中数量分别高出WF、WC湿地1～3个数量级,铁碳填料能促进脱氮功能基因的富集;对PPK基因检测结果同样表明,铁碳填料同样促进了聚磷菌（PAOs）的富集,WIC湿地铁碳层中PPK基因数量分别为WC沸石层和WF活性炭层的4.67倍和3.01倍,系统内存在着化学、生物协同的多途径强化除磷。研究结果表明,铁碳人工湿地具有良好的脱氮除磷能力,能为提高农村生活污水尾水水质提供一种新的思路,也能为相关领域的科学研究和工程实践提供一定的参考。
刘雨知[4]（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》文中研究说明近年来,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。
杨昕蒙[5]（2020）在《菌株Stenotrophomonas sp处理抗生素废水中COD的研究》文中研究说明本文筛选出了一株寡养单胞菌属的细菌Stenotrophomonas sp,研究了该菌株的生理生化性质和对抗生素的耐受性,测定了不同因素对菌株降解模拟和实际废水中COD的影响,用正交试验的方法优化了降解条件,测定了菌株对添加抗生素的模拟和实际废水中COD的去除率。结果表明:1菌株是好氧的革兰氏阴性杆菌,能利用葡萄糖氧化发酵产酸,不能反硝化、不能水解纤维素、不能产生硫化氢,能利用柠檬酸盐、蔗糖、淀粉等,能水解淀粉、能水解过氧化氢。菌株生长较好的碳源是牛肉膏和葡萄糖,较好的氮源是蛋白胨和酵母膏,最佳的Na Cl浓度是3.0g/L。2菌株对多种抗生素都具有良好的耐受性,固体培养基中氧氟沙星、甲氧苄啶、四环素、多粘菌素、红霉素、氯霉素、链霉素、林可霉素、头孢噻吩钠、阿莫西林的浓度分别为100mg/L时,菌株仍能生长。3在模拟废水中,单因素条件分别为处理时间3d、菌液浓度4m L/100m L、温度35℃、废水初始p H值7.5、摇床转速160r/min时,菌株对COD的去除率为56.70%。在实际废水中,单因素条件分别为时间3d、菌液浓度2m L/100m L、温度35℃、废水初始p H值7.5、摇床转速160r/min时,菌株对COD的去除率为66.20%。在模拟和实际废水中,经正交实验优化的COD降解条件均为:时间5d,菌液浓度2m L/100m L、温度35℃、废水初始p H值7.5。4在添加抗生素的模拟废水和实际废水中,随抗生素浓度的上升,菌株对COD的降解能力下降。在模拟废水中,红霉素的浓度为1mg/L时,菌株对COD去除率是52.21%,氯霉素的浓度为100mg/L时,COD去除率是27.05%,其他抗生素的浓度为1-100mg/L时,COD的去除率介于两者之间。在实际废水中,红霉素的浓度为1mg/L时,菌株对COD去除率是62.24%,氯霉素的浓度为100mg/L,COD去除率是27.01%,其他抗生素的浓度为1-100mg/L时,COD的去除率介于两者之间。
梁定超[6]（2020）在《厌氧活性污泥法处理青霉素生产废水研究》文中研究表明青霉素作为人类发现的第一种抗生素,因其高效低毒的特点在治疗细菌感染方面临床应用广泛,其作用机理是抑制细菌细胞壁粘肽合成酶（即青霉素结合蛋白）,造成细胞壁缺损,最终导致细胞溶胀消亡。青霉素发酵生产废水有机物浓度高（COD一般在5000-30000 mg/L）,还含有最高达上千mg/L的残余青霉素,需有效处理以降低其对受纳水体的潜在污染,特别是降低残留青霉素排放造成的抗性菌及抗性基因传播影响。厌氧活性污泥法一方面无需供氧耗能且可利用废水中有机物产生甲烷回收能源;另一方面其主体产甲烷细菌属于古细菌,细胞壁结构与其它细菌显着不同,具备可耐受高浓度青霉素的潜在优势。因此,本研究先通过短期试验探究青霉素与厌氧活性污泥的相互作用机理,再通过长期试验考察不同青霉素浓度对厌氧序批式反应器（AnSBR）运行的综合影响,包括有机物降解、甲烷产量、青霉素去除、微生物菌群特性等。产甲烷潜力测试系统短期厌氧发酵试验表明:低浓度（≤10 mg/L）青霉素G钠盐对厌氧污泥的活性无明显的抑制作用;高浓度（100 mg/L、1000 mg/L）青霉素G钠盐对厌氧污泥的活性有显着抑制作用,其产甲烷量分别是正常厌氧污泥产甲烷量的63.95%、19.88%。青霉素G钠盐的水解符合一级反应动力学,水解速率与水体中固相吸附点存在正相关关系,灭活污泥的浓度越高、污泥絮体吸附点位数越多,水解速率越快;厌氧活性污泥对青霉素G钠盐的水解有明显的促进作用,达到99.9%水解率的时间为24 h,显着快于纯水条件下的120 h。AnSBR处理模拟青霉素G钠盐生产废水试验表明:青霉素G钠盐浓度≤100 mg/L时对COD去除和甲烷产生无显着影响,当青霉素G钠盐浓度在100 mg/L时,废水COD去除率可以达到82%,甲烷转化率可以达到71%。高浓度（1000 mg/L）青霉素G钠盐显着抑制厌氧污泥活性,造成大量污泥流失。甲烷菌、甲烷杆菌是厌氧活性污泥处理青霉素G钠盐的基础菌属,其在菌群中所占比例与青霉素G钠盐浓度无显着相关性;甲烷杆菌、古杆菌、甲烷八叠球菌在青霉素G钠盐浓度≤100 mg/L时是主要产甲烷菌属;青霉素G钠盐浓度1000 mg/L时古杆菌、克里斯滕氏菌所占比例显着下降。通过本研究证实厌氧活性污泥可耐受高达100 mg/L的青霉素G钠盐,且能加速青霉素的水解,同时具备良好的产甲烷潜力,为AnSBR工艺处理青霉素生产废水的实际应用提供技术支持。
姜佩庚[7]（2020）在《负载型纳米Cu、Pd、Fe-Co3O4电极催化还原氯霉素的研究》文中研究表明针对氯霉素类抗生素使用广泛、危害大、现有处理方法效果有限等问题,基于电化学还原反应的基本原理,开发新型阴极材料,对电还原法处理氯霉素废水的效能和机理进行探究。新型阴极材料以实验制备的多孔纳米Co3O4电极为基底,分别用金属Cu、Fe、Pd,对其进行电沉积修饰。最优修饰条件如下:电镀电流取5m A/cm2,电镀时间取1min时,镀铜电极还原效果最优,1.5h去除率达99.6%;电镀电流取20m A/cm2,电镀时间取10min时,镀铁电极还原效果最优,1h去除率达96.41%;电镀电流取20m A/cm2,电镀时间取5min时,镀钯电极还原效果最优,2h去除率达97.02%。取最优电极,用SEM、EDS、XRD、拉曼光谱、循环伏安法、交流阻抗法对电极进行表征。结果显示:镀铜电极电沉积产物是(Cu0.30Co0.70)Co2O4,晶粒尺寸为132 A°,微观应变（应力）为-0.44%,电极厚度较均匀,电极表面粗糙,伴随裂缝出现。镀铁电极电沉积产物是Fe3O4,晶粒尺寸为236 A°,微观应变（应力）为-0.16%,电极厚度较均匀,表面粗糙。电镀生成的Fe3O4在8000倍下观察,呈致密的针状体网格结构（有序多孔松茸状形貌）。镀钯电极电沉积产物是单质Pd,晶粒尺寸为845 A°,微观应变（应力）为0.36%,电极厚度不均匀,表面粗糙,有金属钯颗粒附着在电极表面。金属钯颗粒呈球状,最小直径约7μm,钯颗粒相互堆叠形成团簇结构,SEM观察到的团簇结构长度可达80μm。改性电极相比常见的金属电极、DSA电极、石墨电极,还原效能更好。改变电流密度,发现电流密度取10m A/cm2时,还原效果最好,镀钯电极反应1.5h去除率达99.62%,镀铜电极反应1.5h去除率达99.96%,镀铁电极反应1h去除率达96.97%。电流密度取5m A/cm2时,综合能耗和去除率的能耗综合指标最优,为推荐的电流密度。氯霉素电还原过程符合一级反应动力学模型,反应产物包含由:硝基还原反应、羰基还原反应、脱氯反应、苯环加氢反应、分子内脱水反应,产生的共计12种产物:亚硝基化合物、羟胺基化合物、AMCl2、羰基还原的AMCl2、AMCl、羰基还原的AMCl、AM、羰基还原的AM、羰基还原的AMCl2苯环加氢、羰基还原的AMCl苯环加氢、羰基还原的AM苯环加氢、羰基还原的AM苯环加氢后脱水。通过反应产物分析不同电极材料对氯霉素还原机理的影响:Co3O4材料对硝基还原和分子内脱水有催化作用,电极表面修饰的金属或者金属氧化物对脱氯反应有促进作用。
陈钊[8]（2020）在《甘肃汇能生物工程公司生产废水深度处理工艺研究》文中认为甘肃汇能生物工程有限公司是一家专业从事生物发酵的高科技企业,主要生产线包括种子培养、发酵、发酵液预处理、板框压滤、闪蒸干燥等工艺过程,其产品为1300t/a的那西肽预混剂和精粉,在改变生产原料的同时该生产线还可以生产马杜霉素、恩拉霉素、金霉素、土霉素等产品。公司配套建设了污水处理站,处理工艺为厌氧-缺氧-好氧活性污泥工艺耦合BAF工艺,处理后的废水排入工业园区污水厂。公司自建污水处理站处理后的废水可以满足武威市工业园区污水厂进水要求和《发酵类制药废水污染物排放标准》（GB21903-2016）,二种标准中明确了各指标的处理要求:CODcr≤600mg/l,BOD5≤400mg/l,SS≤250mg/l,NH3-N≤35mg/l。但是二种标准中没有对色度明确规定,出水色度大的问题一直没有得到有效解决,并且现有工艺处理后的出水水质偶有不达标的情况出现。课题为解决以上两个问题,决定在现有公司污水处理设施后添加膜生物反应器作为公司深度处理工艺,通过对现有出水特性分析后确定MBR最佳处理工艺参数,在最佳工况下监测MBR反应器对那西肽废水处理效果。公司原有污水处理站处理后出水各指标浓度为:CODCr为260～340mg/L,BOD5为120～150mg/L,NH3-N为10～20mg/L,SS为30～60mg/L,出水进入MBR反应器中进行深度处理。实验通过单一因素控制的方法,在控制活性污泥浓度为5500mg/L,DO浓度为2mg/L时,确定HRT最佳时间为4h;再确定活性污泥浓度为5500mg/L,HRT为4h时确定DO最佳浓度范围为1.5mg/L～2.5mg/L。实验最后得出最佳运行参数为:污泥浓度5500mg/L,DO浓度为1.5mg/L～2.5mg/L,HRT为4h,选择间歇高强度曝气方式,蠕动泵抽停时间比为10min/5min。在最佳运行工况下启动实验装置,检测深度处理后出水水质各污染物指标,研究废水色度的处理效果,结合武威市当地温度变化情况,通过温控装置和提高污泥浓度的措施解决低温下微生物活性降低的问题。在反应器运行阶段,当出水量降低了正常出水量的20%～30%时,进行膜清洗,实验采用曝气清洗和离线化学清洗方法结合的方式,测定膜通量恢复情况,清洗后膜通量可以恢复至新膜膜通量的95%。小试实验结束后,对未来公司所需建立的MBR膜池的尺寸和膜组件数量进行设计计算,得出MBR膜池尺寸为105m3,膜组件数量为5组;结合实际建设尺寸大小,确定膜组件清洗过程主要参数:清洗药剂0.1%浓度NaClO,清洗周期2h,药剂浸泡时间20min,反冲洗时间0.5min。实验得出膜生物反应器可以作为那西肽生产废水的深度处理工艺。研究阶段发现MBR反应器具有良好的抗冲击负荷能力,可以解决前段工艺出水水质不稳定问题,低温下采用对反应器添加温控装置和提高活性污泥浓度的方式来保证反应器高效的脱氮能力,最终经反应器处理后出水满足《城镇污水厂处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准,且出水水质色度低于24度。
何茂林[9]（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。
王博[10]（2019）在《微电解/芬顿预处理乌洛托品生产废水及铁泥回收利用技术》文中指出乌洛托品应用广泛,常用作军事中的燃料、农业中的杀虫剂、食品中的防腐剂、医药中的泌尿感染药剂、涂料中的固化剂等。该物质化学结果稳定,难被微生物降解,可生化性低。采用单一技术处理含乌洛托品的废水难以达到行业规定的排放标准。本文采用芬顿工艺和铁碳微电解-芬顿工艺对比处理了模拟乌洛托品废水和工厂实际乌洛托品生产废水,并对芬顿工艺产生的污泥进行了资源化处理,主要研究结果如下:（1）通过芬顿反应处理模拟乌洛托品废水,在H2O2/Fe2+比值为6,H2O2投加量为77.7 g/L,p H为4,反应时间1 h的条件下,废水COD与TOC的处理效率最大,分别达到了67.4%和63.2%。通过铁碳微电解-芬顿反应处理模拟乌洛托品废水,在铁碳微电解p H为3,反应时间为2 h的条件下,芬顿反应p H为4,H2O2投加量为33.3g/L,反应时间为3 h的条件下,废水COD与TOC的处理效率最大,分别达到了65%和60.3%,且废水此时已经达到可生化处理的范畴了。（2）通过芬顿反应处理实际乌洛托品生产废水,在H2O2/Fe2+为4,H2O2投加量为15.1 g/L,p H为7,反应时间2 h的条件下,废水的COD与TOC的处理效率最大,分别达到了88%和76%。通过铁碳微电解-芬顿反应处理实际乌洛托品废水,在铁碳微电解p H为3,反应时间为2 h,芬顿反应p H为3,H2O2投加量为3.2 g/L,反应时间为3 h的条件下,废水COD与TOC的处理效率最大,分别达到了92%和79%。通过芬顿工艺处理的实际乌洛托品废水,水质已达到可生化处理的范围内,通过铁碳微电解-芬顿处理过的实际乌洛托品废水,水质已经达到了易生化处理的范围内。（3）芬顿污泥的主要成分为Fe OOH、有机物和一些无机盐。以芬顿污泥为原料,将其在马弗炉中400℃煅烧了3 h以后,铁是以Fe2O3的形式存在,且有机物已经完全被氧化了。以此时污泥为原料,将其在管式炉中煅烧,在700℃煅烧2 h后,污泥基本以的形式存在。此时利用磁选技术将分离出来,完成芬顿污泥的资源化利用。
二、电解法降解动物制药废水的研究（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、电解法降解动物制药废水的研究（论文提纲范文）
（1）基于微纳米气泡协同技术对盐酸四环素废水的去除性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 抗生素废水的来源及污染现状 |
| 1.1.1 抗生素废水的来源 |
| 1.1.2 抗生素废水的特点 |
| 1.1.3 抗生素废水的危害 |
| 1.2 抗生素废水的处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 微纳米气泡的研究现状及发展趋势 |
| 1.3.1 微纳米气泡简介 |
| 1.3.2 微纳米气泡的产生方式 |
| 1.3.3 微纳米气泡的特性 |
| 1.3.4 微纳米气泡在水处理中的应用 |
| 1.4 研究意义及主要研究内容 |
| 第2章 实验材料、仪器与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 测试方法 |
| 2.3.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.3.2 傅里叶变换红外光谱(FT-IR) |
| 2.3.3 氮气吸附-脱附测试仪(BET) |
| 2.3.4 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.5 X射线能谱分析(EDS) |
| 2.3.6 电子顺磁共振(EPR) |
| 2.3.7 高效液相色谱-质谱联用(HPLC-MS) |
| 第3章 微纳米气泡/铁碳微电解技术对盐酸四环素废水的去除性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置与方法 |
| 3.3 微纳米气泡的表征 |
| 3.4 铁碳材料反应前后表征分析 |
| 3.4.1 XRD分析 |
| 3.4.2 FT-IR分析 |
| 3.4.3 BET分析 |
| 3.4.4 SEM分析 |
| 3.4.5 EDS分析 |
| 3.5 MB/Fe-C体系的降解实验 |
| 3.5.1 对比实验 |
| 3.5.2 反应时间的影响 |
| 3.5.3 Fe-C投加量的影响 |
| 3.5.4 初始p H的影响 |
| 3.5.5 MB进气量的影响 |
| 3.5.6 p H和TOC的变化 |
| 3.6 降解机理探究 |
| 3.6.1 紫外-可见光光谱分析 |
| 3.6.2 高效液相-质谱联用分析(HPLC-MS) |
| 3.6.3 TC降解机理分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 微纳米气泡/H_2O_2技术对盐酸四环素废水的去除性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验装置 |
| 4.3 MB/H_2O_2体系的降解实验 |
| 4.3.1 对比实验 |
| 4.3.2 反应时间的影响 |
| 4.3.3 H_2O_2投加量的影响 |
| 4.3.4 初始p H的影响 |
| 4.3.5 MB进气量的影响 |
| 4.4 响应曲面实验分析 |
| 4.4.1 响应曲面设计 |
| 4.4.2 实验模型与方差分析 |
| 4.4.3 响应曲面分析 |
| 4.4.4 模型优化与实验验证 |
| 4.5 降解机理探究 |
| 4.5.1 紫外-可见光光谱分析 |
| 4.5.2 活性自由基捕获分析 |
| 4.5.3 高效液相-质谱联用分析(HPLC-MS) |
| 4.5.4 TC降解机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 微纳米气泡/铁碳微电解-H_2O_2降解实际制药废水的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实际制药废水的水质分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 对比实验 |
| 5.3.2 反应时间对COD的影响 |
| 5.3.3 铁碳投加量对COD的影响 |
| 5.3.4 H_2O_2投加量对COD的影响 |
| 5.3.5 机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表论文及参加课题情况 |
（2）含抗生素污水处理技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 国内外研究现状 |
| 2 抗生素废水常用处理方法 |
| 2.1 物化处理法 |
| 2.2 化学处理法 |
| 2.2.1 普通化学法 |
| 2.2.2 高级氧化法 |
| 2.3 生物处理法 |
| 3 展望 |
（3）铁碳人工湿地处理农村生活污水尾水的脱氮除磷效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 人工湿地研究进展 |
| 1.2.1 人工湿地的定义及发展 |
| 1.2.2 人工湿地的分类及特点 |
| 1.2.3 人工湿地的组成及作用 |
| 1.2.4 人工湿地的净化机理 |
| 1.2.5 人工湿地在处理尾水中存在的问题 |
| 1.3 铁碳微电解法作用机理与应用进展 |
| 1.3.1 作用机理 |
| 1.3.2 应用进展 |
| 1.4 铁碳人工湿地研究进展 |
| 1.4.1 铁碳人工湿地运行影响因素 |
| 1.4.2 铁碳微电解材料对湿地系统的影响 |
| 1.4.3 铁碳人工湿地对特殊污染物的去除研究 |
| 1.4.4 铁碳人工湿地研究的不足与展望 |
| 1.5 课题来源、研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 农村生活污水尾水处理效果研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 进水水质 |
| 2.1.3 检测方法 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 HRT对湿地系统运行性能的影响 |
| 2.2.2 基质类型对湿地系统运行性能的影响 |
| 2.3 典型周期内污染物与理化参数空间变化规律 |
| 2.3.1 NH_4~+-N浓度分析 |
| 2.3.2 NO_3~--N浓度分析 |
| 2.3.3 TN浓度分析 |
| 2.3.4 TP浓度分析 |
| 2.4 理化环境变化规律 |
| 2.4.1 溶解氧变化 |
| 2.4.2 氧化还原电位变化 |
| 2.4.3 pH变化 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 脱氮除磷影响因素研究 |
| 3.1 铁碳质量比对人工湿地运行效果影响研究 |
| 3.1.1 实验方法 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.2 进水C/N比对人工湿地运行效果影响研究 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 温度比对人工湿地运行效果影响研究 |
| 3.3.1 实验方法 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 人工湿地土壤细菌多样性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 DNA基因提取和HiSeq测序 |
| 4.1.2 数据处理与统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 基于16S rDNA序列的Alpha多样性分析 |
| 4.2.2 基于16S rDNA序列的Beta多样性分析 |
| 4.2.3 不同湿地系统菌群落结构分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 基于荧光定量PCR(qPCR)的脱氮除磷功能基因分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 仪器与试剂 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 电泳结果分析 |
| 5.2.2 qPCR体系的建立 |
| 5.2.3 脱氮除磷基因解析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
（4）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 |
（5）菌株Stenotrophomonas sp处理抗生素废水中COD的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微生物法降解抗生素废水COD的研究进展 |
| 1.1.1 抗生素及其污染问题简介 |
| 1.1.2 抗生素废水及其污染问题简介 |
| 1.1.3 抗生素废水的处理方法 |
| 1.1.4 微生物法处理抗生素废水的特点 |
| 1.2 寡养单胞菌 |
| 1.2.1 寡养单胞菌属简介 |
| 1.2.2 寡养单胞菌的应用 |
| 1.2.3 微生物耐药性产生机理 |
| 1.3 研究意义、内容与创新点 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 菌株Stenotrophomonas sp的性质及其对抗生素耐受性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 菌株 |
| 2.2.2 抗生素 |
| 2.2.3 实验仪器和实验药品 |
| 2.2.4 菌株的生理生化性质 |
| 2.2.5 菌株对抗生素的耐受性 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 菌株的生理生化性质 |
| 2.3.2 菌株对抗生素的耐受性 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 菌株Stenotrophomonas sp降解废水中COD的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水样 |
| 3.2.2 菌株 |
| 3.2.3 菌株种子液 |
| 3.2.4 不同因素对菌株生长的影响实验 |
| 3.2.5 不同因素对菌株降解废水COD的影响 |
| 3.2.6 正交优化实验 |
| 3.2.7 测定方法 |
| 3.2.8 实验数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同因素对菌株生长的影响 |
| 3.3.2 不同因素对菌株降解废水COD的影响实验 |
| 3.3.3 正交优化实验 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 菌株Stenotrophomonas sp降解含抗生素废水中COD的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 水样 |
| 4.2.2 抗生素 |
| 4.2.3 菌株种子液 |
| 4.2.4 测定方法 |
| 4.2.5 菌株在含抗生素废水中的生长实验 |
| 4.2.6 菌株降解含抗生素废水COD实验 |
| 4.2.7 生活污水实验 |
| 4.2.8 实验数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 菌株在含抗生素废水中的生长情况 |
| 4.3.2 菌株降解含抗生素废水COD实验 |
| 4.3.3 生活污水实验 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（6）厌氧活性污泥法处理青霉素生产废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 抗生素的分类及生产检测技术 |
| 1.3 青霉素特性及生产工艺 |
| 1.3.1 青霉素特性 |
| 1.3.2 青霉素生产工艺 |
| 1.4 青霉素生产废水来源及特点 |
| 1.5 抗生素废水处理工艺 |
| 1.5.1 物化法 |
| 1.5.2 好氧生物处理 |
| 1.5.3 厌氧生物处理 |
| 1.5.4 组合工艺 |
| 1.6 研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 第二章 试验材料及分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 厌氧污泥 |
| 2.1.2 药品试剂 |
| 2.1.3 其他材料 |
| 2.2 试验装置与仪器设备 |
| 2.2.1 仪器设备 |
| 2.2.2 试验装置 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 样品处理与保存 |
| 2.3.2 常规理化指标分析方法 |
| 2.3.3 青霉素G测定方法 |
| 2.3.4 厌氧污泥微生物菌群分析方法 |
| 第三章 青霉素G废水的厌氧污泥降解性 |
| 3.1 厌氧污泥活化的影响因素 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 产甲烷活性测定方法 |
| 3.1.3 活化试验条件 |
| 3.1.4 厌氧污泥活性活化的影响因素分析 |
| 3.2 厌氧污泥强化青霉素G水(降)解效果 |
| 3.2.1 活化污泥准备 |
| 3.2.2 青霉素G水(降)解试验条件 |
| 3.2.3 不同水体条件下的青霉素G钠盐水(降)解规律 |
| 3.3 青霉素G钠盐对厌氧污泥活性影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 厌氧SBR处理模拟青霉素G生产废水 |
| 4.1 厌氧污泥适应模拟废水的驯化过程 |
| 4.1.1 试验方法 |
| 4.1.2 厌氧活性污泥驯化效果 |
| 4.2 不同进水青霉素G钠盐浓度对AnSBR的影响 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 1 mg/L青霉素G钠盐条件下AnSBR运行效果 |
| 4.2.3 10 mg/L青霉素G钠盐条件下AnSBR运行效果 |
| 4.2.4 100 mg/L青霉素G钠盐条件下AnSBR运行效果 |
| 4.2.5 1000 mg/L青霉素G钠盐条件下AnSBR运行效果 |
| 4.2.6 AnSBR中青霉素G钠盐的去除 |
| 4.3 AnSBR中活性污泥微生物种群分析 |
| 4.3.1 试验方法 |
| 4.3.2 各阶段厌氧污泥菌群分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）负载型纳米Cu、Pd、Fe-Co3O4电极催化还原氯霉素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 氯霉素废水处理现状 |
| 1.2.1 生化处理法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 膜处理法 |
| 1.2.4 化学法 |
| 1.2.5 电化学法 |
| 1.3 水处理电化学电极材料的发展和研究现状 |
| 1.3.1 金属电极 |
| 1.3.2 碳材料电极 |
| 1.3.3 BDD电极 |
| 1.3.4 过渡金属氧化物电极 |
| 1.3.5 电极修饰和改性 |
| 1.4 本课题的目的、意义及主要研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.4.3 研究内容和技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验仪器和药品 |
| 2.1.1 装置 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.1.3 药品及耗材 |
| 2.1.4 反应液和储备液配制 |
| 2.2 电极制备及改性方法 |
| 2.2.1 电极制备方法 |
| 2.2.2 电极改性方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 电极表征 |
| 2.3.2 电化学性能表征 |
| 2.3.3 特征污染物浓度测定 |
| 2.3.4 中间产物测定 |
| 2.4 主要评估指标 |
| 第3章 金属修饰Co_3O_4电极的改性和表征 |
| 3.1 金属Cu修饰Co_3O_4电极的制备及表征 |
| 3.1.1 电极改性和最优化条件确定 |
| 3.1.2 电极表征 |
| 3.1.3 电化学性能表征 |
| 3.2 Fe修饰纳米多孔Co_3O_4电极制备及表征 |
| 3.2.1 电极改性和最优化条件确定 |
| 3.2.2 电极表征 |
| 3.2.3 电化学性能表征 |
| 3.3 Pd修饰纳米多孔Co_3O_4电极制备及表征 |
| 3.3.1 电极改性和最优化条件确定 |
| 3.3.2 电极表征 |
| 3.3.3 电化学性能表征 |
| 3.4 三种电极总结对比 |
| 3.4.1 电极效能对比 |
| 3.4.2 电极表征对比 |
| 3.4.3 电化学表征对比 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 改性Co_3O_4电极对氯霉素的降解效能和还原产物特征 |
| 4.1 改性电极同常见电极的效能对比 |
| 4.2 电流密度对电极效能的影响 |
| 4.3 电还原中间产物分析 |
| 4.3.1 中间产物推断 |
| 4.3.2 中间产物的检测和鉴定 |
| 4.4 动力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 电催化氯霉素的还原机理研究 |
| 5.1 氯霉素的电催化还原机理 |
| 5.2 电还原反应网络建模 |
| 5.2.1 反应网络的构建机理 |
| 5.2.2 电还原反应网络的构建 |
| 5.2.3 反应模型构建方法 |
| 5.3 改性电极和常规电极还原机理比对 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）甘肃汇能生物工程公司生产废水深度处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 发酵类行业废水概述 |
| 1.1.1 那西肽生产工艺介绍 |
| 1.1.2 那西肽生产废水来源 |
| 1.1.3 那西肽生产废水特性分析 |
| 1.2 公司现有废水处理工艺介绍 |
| 1.2.1 厌氧-缺氧-好氧活性污泥工艺 |
| 1.2.2 BAF曝气生物滤池工艺 |
| 1.3 那西肽生产废水深度处理工艺分析 |
| 1.3.1 高级氧化技术 |
| 1.3.2 微电解法 |
| 1.3.3 MBR技术 |
| 1.4 膜技术 |
| 1.4.1 膜技术定义 |
| 1.4.2 膜技术的分类 |
| 1.5 膜生物反应器技术 |
| 1.5.1 膜生物反应器国内外研究进展 |
| 1.5.2 膜生物反应器的组成及特点 |
| 1.5.3 膜生物反应器工艺特点 |
| 1.6 研究主要内容、目的及意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容及意义 |
| 2 膜污染 |
| 2.1 膜污染的原因 |
| 2.2 膜污染的分类 |
| 2.3.1 SMP、EPS和 ECP |
| 2.3 膜污染的发展历程 |
| 2.4 膜污染的影响因素 |
| 3 实验内容与分析方法 |
| 3.1 实验内容 |
| 3.2 反应器膜组件技术参数 |
| 3.2.1 膜材料的选取 |
| 3.2.2 膜的清水实验 |
| 3.2.3 中空纤维超滤膜去除原理分析 |
| 3.3 实验装置 |
| 3.3.1 MBR装置设计 |
| 3.3.2 实验用水 |
| 3.3.3 活性污泥培养驯化实验 |
| 4 膜生物反应器处理效能研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 HRT对系统运行的影响 |
| 4.3 DO对系统运行的影响 |
| 4.4 不同的有机负荷对系统运行的影响 |
| 4.5 低温对系统运行的影响 |
| 4.6 不同MLSS对反应器脱氮的影响 |
| 5 MBR对污染物的去除特性分析 |
| 5.1 MBR对 COD的去除 |
| 5.2 MBR对 BOD5的去除 |
| 5.3 MBR对氨氮的去除 |
| 5.4 MBR对SS的去除 |
| 5.5 MBR对色度的去除 |
| 5.6 MBR反应池设计 |
| 5.7 小结 |
| 6 膜污染的清洗与恢复 |
| 6.1 那西肽生产废水特性分析及膜污染控制 |
| 6.2 膜清洗方法的选择 |
| 6.2.1 曝气清洗方法效果分析 |
| 6.2.2 化学离线清洗法 |
| 6.3 实际工程项目膜清洗方案设计 |
| 6.3.1 EFM清洗方案 |
| 6.3.2 CIP恢复性清洗方案 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（9）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 |
（10）微电解/芬顿预处理乌洛托品生产废水及铁泥回收利用技术（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 制药废水的来源及处理方法 |
| 1.2.1 制药废水的来源及危害 |
| 1.2.2 制药废水排放标准 |
| 1.2.3 制药废水的处理方法 |
| 1.3 芬顿法处理制药废水 |
| 1.3.1 芬顿法降解有机污染物的机理 |
| 1.3.2 芬顿法处理制药废水的现状 |
| 1.4 铁碳微电解法处理制药废水 |
| 1.4.1 铁碳微电解降解有机物的机理 |
| 1.4.2 铁碳微电解的处理制药废水的现状 |
| 1.5 铁碳微电解—芬顿法处理制药废水 |
| 1.5.1 铁碳微电解—芬顿法降解有机污染物的机理 |
| 1.5.2 铁碳微电解—芬顿法处理制药废水现状 |
| 1.6 乌洛托品废水 |
| 1.7 本论文的研究内容 |
| 1.7.1 论文研究意义 |
| 1.7.2 论文研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验与分析方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 药品和试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.2.1 TOC的测定 |
| 2.2.2 COD的测定 |
| 2.2.3 BOD的测定 |
| 2.2.4 具体有机物的测定 |
| 2.2.5 离子的测定 |
| 2.2.6 TOC和COD去除率的计算 |
| 2.2.7 发芽率和平均株高的测定 |
| 第三章 铁碳微电解—芬顿法降解模拟乌洛托品废水 |
| 3.1 芬顿法实验 |
| 3.1.1 H_2O_2/Fe~(2+)的影响 |
| 3.1.2 H_2O_2量的影响 |
| 3.1.3 p H的影响 |
| 3.1.4 反应时间的影响 |
| 3.1.5 无机氮的变化 |
| 3.1.6 正交实验优化 |
| 3.2 铁碳微电解-芬顿法实验 |
| 3.2.1 p H的影响 |
| 3.2.2 H_2O_2量的影响 |
| 3.2.3 反应时间的影响 |
| 3.2.4 无机氮的变化 |
| 3.2.5 可生化性 |
| 3.2.6 正交实验优化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 铁碳微电解—芬顿法降解实际乌洛托品废水 |
| 4.1 芬顿法实验 |
| 4.1.1 H_2O_2/Fe~(2+)的影响 |
| 4.1.2 H_2O_2量的影响 |
| 4.1.3 p H的影响 |
| 4.1.4 反应时间的影响 |
| 4.1.5 表征分析 |
| 4.2 铁碳微电解-芬顿法实验 |
| 4.2.1 p H的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2量的影响 |
| 4.2.3 反应时间的影响 |
| 4.2.4 可生化性 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 铁泥的回收利用 |
| 5.1 铁泥 |
| 5.2 第一段煅烧 |
| 5.3 第二段煅烧 |
| 5.4 经济性评估 |
| 5.5 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 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
四、电解法降解动物制药废水的研究（论文参考文献）
- [1]基于微纳米气泡协同技术对盐酸四环素废水的去除性能研究[D]. 陈正波. 重庆工商大学, 2021(08)
- [2]含抗生素污水处理技术研究进展[J]. 郭立新,贾元,SOUDA THANORK,吴佳铭. 长春理工大学学报(自然科学版), 2021(01)
- [3]铁碳人工湿地处理农村生活污水尾水的脱氮除磷效果研究[D]. 张嘉志. 广州大学, 2020(02)
- [4]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)
- [5]菌株Stenotrophomonas sp处理抗生素废水中COD的研究[D]. 杨昕蒙. 广西大学, 2020(06)
- [6]厌氧活性污泥法处理青霉素生产废水研究[D]. 梁定超. 广州大学, 2020(02)
- [7]负载型纳米Cu、Pd、Fe-Co3O4电极催化还原氯霉素的研究[D]. 姜佩庚. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [8]甘肃汇能生物工程公司生产废水深度处理工艺研究[D]. 陈钊. 兰州交通大学, 2020(01)
- [9]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)
- [10]微电解/芬顿预处理乌洛托品生产废水及铁泥回收利用技术[D]. 王博. 四川农业大学, 2019(01)