一、污水净化中的生物处理技术（论文文献综述）
焦东[1]（2020）在《废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究》文中指出造纸工业作为重要的基础原材料产业,具有可持续发展的特点,在国民经济中占据重要地位。基于制浆造纸行业的特殊性,在生产过程中会使用大量的水,即使经过水的循环使用及工艺改进,仍会产生大量的生产废水。造纸废水的特点是排放量大、污染负荷高、成分复杂,其主要污染指标为化学需氧量、生化需氧量、p H、总氮、总磷、氨氮和悬浮物等。为了避免造成严重的环境问题,需对废水处理后达标再排放或再回用以减轻环境压力。制浆造纸废水常规处置方法较多,一般分为化学处理法、物化处理法、生化处理法。目前已经广泛应用到造纸废水深度处理中的方法主要有:化学混凝法等物化法、厌氧/好氧等生物法、芬顿等高级氧化技术、人工湿地等生态处理法等。随着造纸单位水耗标准的推出及淡水资源的缺乏,研究开发基于中水回用的造纸废水处理新工艺具有重要的实际意义。对水处理过程不同工段废水中有机物采用溶剂萃取进行GC-MS分析检测,发现SBR好氧工艺、混凝工艺以及芬顿氧化工艺均可以大量降解造纸废水中的残留有机物,但由于各种方式的作用机理不同,各工艺降解的有机物种类也不尽相同。SBR好氧工艺和混凝工艺之间存在协同作用,在废纸制浆造纸废水处理工段中同时使用这两种工艺可以有效提高有机物的降解能力。芬顿氧化处理降解有机物的能力较强,但芬顿处理后的废水中仍可以检测到未被降解的有机物。研究开发的臭氧氧化新工艺相对芬顿氧化处理,可高效去除废水中有机物且显着降低出水色度,为化学氧化后废水的深度处理与回用提供更好的条件。为了进一步降低生物处理后的废水中难以生化降解的环境污染物质的含量,探究了多种絮凝剂对废水中杂质的絮凝作用。利用造纸厂芬顿污泥制备得到的聚合硫酸铁（PFS）为絮凝剂,聚丙烯酰胺（PAM）为助凝剂,通过絮凝法对废水进行处理,采用响应面法探究了絮凝过程中PFS用量、PAM/PFS体积比和处理温度对废水中化学需氧量（COD）去除率的影响。结果表明,絮凝法可以有效地降低造纸废水中的COD含量,响应面法优化得到的最佳工艺条件为:PFS用量为1.04 m L/L,PAM/PFS体积比为4.99,处理温度为31.54℃。在最优条件下进行验证实验,造纸废水中CODCr的去除率为39.6%,与模型预测值接近。应用响应面法建立的造纸废水COD脱除模型可以有效预测造纸废水中COD的脱除率。PFS用量和PAM/PFS体积比参数之间存在着协同作用,共同影响造纸废水COD的脱除率。针对造纸过程中废水难以达标排放的问题,采用单因素实验的方法探索了臭氧氧化法的深度处理效果。结果表明,以纳米氧化铜作臭氧氧化的催化剂,并且在臭氧发生量为3g/h,催化剂用量为0.25‰,反应过程中温度维持在30℃,反应时间维持在30min的情况下,COD去除率可达95.7%,出水满足GB 3544-2008《制浆造纸工业水污染物排放标准》。实验室自己制备的多孔材料负载Cu O催化剂的回用实验表明,催化剂在不经处理回用5次后,而COD去除率未受明显影响。整个工艺过程稳定性高并且经济环保,适于造纸废水的深度处理工程应用。为了进一步降低氧化废水中的各种离子及微量有机物等指标,实现中水部分回用,采用无机膜和反渗透膜（RO）组成的膜系统对氧化废水进行膜过滤研究。研究发现无机膜和RO膜组成的膜过滤系统对化学氧化处理的废水进行过滤可以有效地降低废水中的TDS、COD、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子浓度等指标,其中TDS、色度、硫酸根离子以及铁离子的去除效果显着,连续运行发现,这些指标降低95%以上。膜系统经过不同时间和次数对化学氧化后废水过滤后,仍然保持良好的过滤效果。相对于不同孔径的无机膜而言,化学氧化废水经过RO膜过滤后,废水中的TDS、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子均显着降低。
张辰媛[2]（2020）在《定向驯化耐受PNP毒性的硝化菌群及其降解特性的研究》文中研究表明在生活污水处理的过程中,生物脱氮是一个重要的环节。全国许多城镇污水处理厂在处理生活污水的同时,往往会接纳部分工业废水进行混合处理,形成了一个成分复杂、污染物种类多样的混合体系,其中的有机污染物的生物毒性容易对硝化细菌产生抑制作用。所以当有遇到工业污水预处理工艺不够合理的情况时,会导致高浓度有机物的进入生物处理系统、功能性菌群受损、出水水质不达标等一系列问题。因此,探究如何使硝化菌群在遇到高浓度有毒有机物的冲击时仍能保持正常的硝化活性,具有一定实际意义。而对硝基酚（PNP）作为代表性的具有生物毒性的难降解有机物,是一种较为典型的研究对象。本研究以对硝基酚为对象,驯化了1种具有耐受其毒性的硝化污泥,并与普通硝化污泥进行对比。对比加入不同浓度PNP后硝化反应速率变化和PNP的去除速率。分别进行摇瓶和反应器实验来模拟离散性活性污泥中的硝化菌群和以生物膜形态附着在反应器中的硝化菌群。同时在一次加入PNP冲击后,连续几天取样进行恢复实验,测试这2种硝化菌群面对不同浓度的PNP冲击后恢复正常所需的时间,来进一步探究2种硝化菌群的耐受性,并通过高通量测序来进行微生物群落分析。实验结果显示,对于摇瓶实验和反应器实验具有同样的规律:不加PNP时,2种硝化菌群的硝化速率基本相同,加入30100 mg·L-1的PNP后,普通硝化菌群的硝化速率下降了10%60%左右,而驯化硝化菌群的硝化反应速率降幅不超过10%。普通硝化菌群对加入的PNP几乎无法去除,而驯化硝化菌群在11.5h之内可以完全去除30100mg·L-1的PNP,且驯化硝化菌群的PNP降解速率远高于普通硝化菌群。摇瓶恢复实验表明,随着PNP浓度的增加,普通硝化菌群受抑制程度也增加;而经过PNP驯化的硝化菌群,均表现出了较好的耐受性,其接受质量浓度小于100 mg/L的PNP的毒性冲击后,2天后便可恢复至较高的硝化速率水平。通过微生物群落分析可知,驯化硝化菌群的微生物群落结构与物种丰富度优于普通硝化菌群,Phaselicystis、Bryobacter、Burkholderia、Gemmata、Phreatobacter、Tahibacter这几类有除氮作用的菌属成为可以耐受PNP毒性的优势菌,柯克斯体属、Ramlibacter、Ellin6067不具有PNP耐受性,经过PNP驯化后无法存活于体系内。多克氏菌属和OLB15可能是主要提供PNP或其中间产物降解功能的菌属。
杨尚[3]（2020）在《凹凸棒石/聚乙烯醇固定化载体的制备及性能研究》文中研究说明氮素污染是水体中有机污染最难处理的污染指标,在我国引起的环境问题最为突出。微生物生化处理技术是去除水体中氮素污染的重要途径。固定化载体的界面及孔隙结构直接影响微生物的附着和生长,因此,设计相应功能的载体材料,强化微生物生化反应的长效发挥已成为目前污水处理材料的重要研究方向。本文系统研究了采自安徽明光与甘肃临泽两产地凹凸棒石的改性工艺及其净化染料废水的性能,再将其用于制备凹凸棒石/聚乙烯醇微生物固定化载体材料,系统考察了载体的性能、微生物的附着生长以及对水体中氨氮的去除效率。主要结论如下:（1）采用KH550对安徽明光（MG）和甘肃临泽（LZ）凹凸棒石进行有机改性,基于响应曲面法优化改性溶液配方,并用于吸附刚果红（CR）和亚甲基蓝（MB）。研究结果表明:MG的最佳改性配方为:凹凸棒石10 g,水50 g,乙醇50 g,KH550 5 g;LZ的最佳改性配方为:凹凸棒10 g,水100 g,KH550 10 g,即凹凸棒石的产地不同,改性的溶剂配方也要做对应调整。改性样品中MG-5,LZ-9对CR最大吸附容量分别为148.27 mg/g,123.12 mg/g,分别是MG、LZ吸附量的1.9倍和2.1倍。吸附动力学拟合符合伪二级模型,吸附热力学拟合符合Langmuir模型,表明吸附过程以化学吸附和单分子层吸附为主导。Zeta电位的测定表明静电吸引是有机改性凹凸棒石吸附CR的主要驱动力,比表面积的增大及微孔结构的增多为吸附提供了更多的吸附位点。（2）以MG、KH550-MG为无机相、聚乙烯醇缩甲醛（PVFM）为基体制备了MG/PVFM,KH550-MG/PVFM复合材料,同时构建PVFM、MG/PVFM,KH550-MG/PVFM、普通活性污泥四个反应器,系统考察了载体的性能及其在污水净化中的微生物固定化效果。研究发现:MG、KH550-MG均匀分散在PVFM基体中,尤其KH550-MG与PVFM基体形成了牢固的化学结合。无机相的加入使载体的孔隙率提高,形成大孔小孔互穿结构,表观密度增加,吸水倍率增加。PVFM、MG/PVFM,KH550-MG/PVFM三种载体均具有良好的微生物亲和性,其中KH550-MG/PVFM载体在反应器运行20天时微生物挂膜量最高,达到165.55 mg/g;COD平均去除率、总氮平均去除率分别达到94.37%、85.73%,浊度等值降低至1.11 NTU。性能均高于普通活性污泥反应器,表现出优异的微生物固定化性能。（3）以LZ、KH550-LZ为无机相、PVFM为基体制备了LZ/PVFM,KH550-LZ/PVFM复合材料,同时构建PVFM、LZ/PVFM、KH550-LZ/PVFM、普通活性污泥四个反应器,系统考察了载体的性能及其在污水净化中的微生物固定化效果。研究发现:LZ、KH550-LZ均匀分散在PVFM基体中,KH550-LZ与PVFM基体形成牢固的化学结合。LZ中的碳酸盐伴生矿物在制备PVFM中具有明显的化学致孔效应。添加无机相使载体的孔隙率提高,形成大孔小孔互穿结构,表观密度增加,吸水倍率增长。PVFM、LZ/PVFM、KH550-LZ/PVFM三种载体均具有良好的微生物亲和性,其中KH550-LZ/PVFM载体在反应器运行20天时最高微生物挂膜量达到159.51 mg/g,是PVFM的2.39倍,COD平均去除率达到93.87%,总氮平均去除率达到82.27%,浊度等值均降低至1.94 NTU,微生物固定化性能优异。
刘泽[4]（2020）在《纳米铁强化复相催化过氧化氢降解氯代有机废水的研究》文中指出氯代有机物是一种广污染、强毒性、不易降解的有机化合物。大多数的氯代有机物不易溶于水,一旦随水流入水生态环境,其短时间内被自然降解的概率很小,并且氯代有机物会通过生物链进行累积,甚至会在生物体内汇集,因此而污染环境和破坏生态。目前由于现行的方法并存在各种弊端,开发出行之有效的方法迫在眉睫。传统的均相芬顿方法由于需要强酸环境、过量的铁盐并且催化剂无法回收和会产生铁盐沉淀,所以在运用上受到了很大的限制。目前,流行纳米零价铁（n ZVI）催化过氧化氢形成类芬顿体系进行废水处理,但是从均相铁基芬顿反应到非均相铁基芬顿反应,虽然解决了催化剂无法回收的问题,但是严格的酸性条件以防止铁沉淀仍然是铁基Fenton的瓶颈。因此由于以上种种缺点的存在,需要对纳米零价铁进行改性,使其可以在其他的反应体系中继续反应,并提高对过氧化氢的催化效率,增加污染物的去除率。基于以上原因,本研究主要研究对n ZVI进行改性催化过氧化氢和其改性材料的制备及表征,并将其用来处理氯代有机废水。本研究中使用KBH4液相还原法制备出n ZVI和n ZVI/Cu材料,然后采用St?ber水解法制备出Si O2-n ZVI和Si O2-（n ZVI/Cu）。从Si O2-n ZVI和Si O2-（n ZVI/Cu）的TEM电镜图中可以看出其已经形成以n ZVI和n ZVI/Cu为核心,外层均匀包覆着透明的Si O2薄膜,并阻止了由于团聚和易氧化而造成分散不均匀现象的形成。经过傅立叶红外光谱测定,在Si O2-n ZVI材料的红外图谱中,发现O-H和Si O2的特征吸收峰,并且改性后的n ZVI抗氧化性良好。并在Si O2-（n ZVI/Cu）材料的红外图谱中,也有类似的发现,并有Si-O-Cu键的特征吸收峰,说明Cu已经成功嵌入。在Si O2-n ZVI和Si O2-（n ZVI/Cu）的XRD分析图中都存在单质铁的特征衍射峰和Si O2的衍射峰并且都未发现氧化铁和氧化铜的晶面衍射峰,说明样品均未被氧化。在Si O2-（n ZVI/Cu）中存在单质铜的特征衍射峰。Si O2-（n ZVI/Cu）材料的Hc值趋向于零,粒子显示出顺磁性,说明通过铜金属改性和Si O2的包覆对n ZVI的磁性性能影响并不大。以2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）为降解有机物,探讨了异丙醇/H2O的体积比、Na OH的投加量、TEOS的投加量和水解时间对体系中材料合成的影响情况,并当确定异丙醇/H2O的体积比、Na OH的投加量、TEOS的投加量和水解时间分别设置为2:1、8m L、1.5m L和90min为最佳的体系理化条件。但是通过n ZVI、Si O2-n ZVI、Si O2-（n ZVI/Cu）三种材料对2,4-DCP去除效果对比分析发现,Si O2-（n ZVI/Cu）的去除率最高,说明Si O2-（n ZVI/Cu）对2,4-DCP的还原去除效果最好,但是只有50%左右,并没有实现高去除率。所以用Si O2-（n ZVI/Cu）做催化剂催化过氧化氢（H2O2）降解2,4-DCP。以2,4-DCP为降解有机物,探究铁铜掺杂比、Si O2-（n ZVI/Cu）投加量、H2O2投加量和初始的p H对体系中类芬顿反应的影响情况,确定当铁铜掺杂比、Si O2-（n ZVI/Cu）投加量、H2O2投加量和初始的p H分别设置为2:6、0.25g·L-1、79.76mmol·L-1和7是最佳的体系理化条件。并对比Si O2-n ZVI、Si O2-（n ZVI/Cu）两种材料复相催化过氧化氢降解2,4-DCP的循环降解能力。对Si O2-（n ZVI/Cu）复相催化过氧化氢降解2,4-DCP进行一系列的动力学实验,研究其动力学因素,模拟动力学方程,探寻动力学规律,并对其机理进行分析。比较n ZVI和Si O2-（n ZVI/Cu）材料的伪一级动力学方程发现Si O2-（n ZVI/Cu）材料的伪一阶速率常数较大,更适合2,4-DCP的还原降解。从加入过量的正丁醇和KI的结果对比分析得出,复相界面会产生的·OH才是降解2,4-DCP的主要动力。在Si O2-（n ZVI/Cu）复相催化过氧化氢降解2,4-DCP的过程中,铁铜金属产生协同效应,通过Fe3+与Cu+反应促进生成更多的Fe2+和Cu2+,以此来增加对H2O2的催化,产生更多的·OH,增加对2,4-DCP的转化,提高对2,4-DCP的降解率。
侯松伟[5]（2020）在《集约化水产养殖产业中污水处理技术研究》文中研究指明我国的水产养殖产业一直以来都处在较为领先的位置,随着养殖规模的不断增加,水产集约化养殖过程中饲料以及鱼类代谢物引发水体污染的问题不断严重,将水产污水进行排放还会引发周边水源的富营养化。基于此,文章对集约化水产养殖产业中污水产生的原因及其危害加以阐述,并提出了物理处理技术、化学处理技术、生物处理技术以及膜分离处理技术等治理手段,以进一步促进我国水产养殖的发展。
梁鑫[6]（2020）在《生化耦合高级氧化法处理垃圾渗滤液的工艺设计与试验研究》文中指出随着城市的快速发展、社会生产活动的不断增加以及人民生活水平的不断提升,垃圾废弃物也日益剧增。当前我国的垃圾处理仍以卫生填埋处置为主,而填埋场垃圾产生的渗滤液,具有污染物种类多、浓度高、营养元素比例失衡等问题。本文针对垃圾渗滤液的特点,采用生化-高级氧化-生化联合处理工艺,研究两级A/O-微电解-芬顿-混凝沉淀-MBR工艺对垃圾渗滤液污染物的去除效果,为实际工程应用提供参考。对各工艺条件和影响因素进行分析,得出以下结论:（1）对影响两级A/O工艺运行效果的主要因素进行分析,各因素的最佳控制条件分别为:pH为6.0～8.5、反应温度为30～35℃、反硝化C/N 比为4:1、回流比为600%～1000%、硝化池内溶解氧为2～3 mg/L。在此条件下,两级A/O系统对污染物的去除效果较好,其中对COD和氨氮的去除率分别为72～83%和94～99%。（2）经两级A/O系统处理后,通过单因素实验分别研究微电解、芬顿和混凝沉淀反应对出水水质的影响。结果表明,微电解反应的最优条件为:进水pH值为3、反应时间为90 min,固液比为360 g/L;芬顿反应的最优条件为:进水pH值为3、反应时间为90 min、FeSO4·7H2O的投加量为0.4 mL/L、H2O2的投加量为3 mL/L;混凝沉淀反应的最优条件为:PAM最佳投加量为2 mL/L。通过铁碳微电解-芬顿氧化-混凝沉淀工艺连续运行处理,系统稳定运行后对COD的去除率在67～84%,废水中的可生化性也大大提高。（3）在MBR工艺实验中,在温度为25～35℃、溶解氧为2～3 mg/L、工作压力为-0.1 Mpa～-0.03 Mpa的条件下,MBR反应器对两级A/O-微电解-芬顿-混凝沉淀出水中COD和氨氮的去除率分别为59～80%和67～91%。（4）经两级A/O-微电解-芬顿-混凝沉淀-MBR工艺处理,系统对COD和氨氮的去除率达99.3%和99.9%,达到《生活垃圾填埋场污染物控制标准》（GB 16889-2008）中对COD和氨氮的排放要求。
韩化轩[7]（2018）在《DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3复合材料协同催化降解恶唑烷酮类抗生素》文中研究说明恶唑烷酮类抗生素是PPCPs中的重要一类,在水体环境中广泛存在,已经对水体环境造成严重的污染。恶唑烷酮类抗生素废水一般具有污染物浓度高、可生化性差、常规的生物化学方法难去除等特点。因此亟需找到一种能高效、快速、彻底降解恶唑烷酮类抗生素的方法。本文采用介质阻挡（DBD）低温等离子体协同复合催化剂凹凸棒石/γ-Fe2O3催化技术,以恶唑烷酮类抗生素中人工合成的利奈唑胺作为处理的目标污染物,以充分利用DBD体系中的活性物质（H2O2,O3,OH）、紫外光以及酸性条件,研究了该体系的协同降解效果。并对制备的复合催化剂进行了表征,研究了利奈唑胺溶液初始浓度、复合催化剂量、放电功率等对利奈唑胺降解效率的影响,也检测了介质阻挡（DBD）低温等离子体系产生的活性物质的浓度,并利用UPLC-MS测定了利奈唑胺降解的中间产物,提供了利奈唑胺可能的降解途径。取得的主要研究结果如下:（1）本文采用水热法成功制备了凹凸棒石/γ-Fe2O3复合催化剂,并对催化剂进行了表征。本文数据结果显示,负载后的凹凸棒石外形仍如棒状,结构稳固,复合催化剂对利奈唑胺仍具有较好的吸附性能,且具备良好的磁性,易于回收。（2）加入催化剂凹凸棒石/γ-Fe2O3后,对利奈唑胺的处理效果为DBD-凹凸棒石/γ-Fe2O3>DBD>凹凸棒石。在介质阻挡（DBD）低温等离子体系中加入催化剂后,利奈唑胺的降解率从80%提升到接近100%。反应20 min后的能量利用从0.007 g/（kW·h）提升到0.48 g/（kW·h）。（3）DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3协同降解利奈唑胺,其降解机理为:DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3体系产生的活性物质（H2O2,O3,OH）主要氧化断裂利奈唑胺中的C-O键、O=C-N键和C-N键,利奈唑胺最终被降解成CO2、N2和H2O等小分子物质。综上结果表明,DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3协同体系适用于催化降解恶唑烷酮类抗生素。
王光凯[8]（2014）在《电化学氧化法安全处置垃圾渗滤液的研究》文中研究说明填埋仍是我国城市垃圾主要的处置方式，具有处理成本低的优点。然而垃圾填埋后产生的渗滤液污染浓度高且具有较高的毒性，若处置不当则会引起严重的污染问题。一般处理方法主要包括：生化法、物化法和高级氧化法。以电-Fenton氧化和阳极氧化为代表的电化学氧化具有操作过程简单、反应速度快、环境友好等特点，其在难降解有机污水处理中的应用具有良好的前景。该研究采用多孔碳素阴极、Ti/SnO2-Sb2O5-IrO2阳极构建电化学氧化系统用于生物处理后渗滤液的深度处理，研究了阴极电位和Fe2+初始浓度对TOC去除的影响，并考察了COD、NH3-N、总氮（TN）和色度的去除效果。运用生物法分析了处理后的渗滤液的毒性，并运用气相色谱-质谱联用（GC-MS）分析了电化学处理过程中渗滤液有机成分的变化，得出以下结论：（1）以多孔碳素电极为阴极，Ti/SnO2-Sb2O5-IrO2为阳极构建的电化学氧化系统可通过电-Fenton氧化和阳极氧化两种作用共同降解渗滤液中的有机物。（2）在阴极电位为-1.0V、Fe2+初始浓度为0.5mmol·L-1的条件下，电化学处理120min获得了58%的TOC去除；处理480min COD去除率为55%，NH3-N去除率为99%，TN去除率为60%，色度几乎被完全去除。（3）在相同的条件下用生物法处理垃圾渗滤液，经电化学处理过的垃圾渗滤液可生化性明显提高，未经处理的渗滤液经生物法处理后COD去除率几乎为零，经电化学处理360min的渗滤液经生物处理后COD去除率则达到了22.5%。（4）经电化学处理后的垃圾渗滤液毒性明显减弱，未经处理的垃圾渗滤液在与活性污泥混合培养480min后，脱氢酶活性仅有11.3ugTF·mL-1·h-1，经电化学处理120min的垃圾渗滤液与活性污泥混合培养480min后，脱氢酶活性为63.83ugTF·mL-1·h-1，经电化学处理240min的垃圾渗滤液与活性污泥混合培养480min后，脱氢酶活性为90.5ugTF·mL-1·h-1。（5） GC-MS分析结果表明，渗滤液中以腐殖质类物质为主的有机化合物被降为分子量相对较小的有机物，直至完全矿化。因此，联合阳极氧化和电-Fenton氧化机制的电化学处理方法为垃圾渗滤液深度处理提供了新的选择。
胡启智,朱凰榕,王军,欧阳春飞[9]（2012）在《猪场废水处理技术研究进展》文中研究指明针对猪场废水有机物浓度高、难处理的现状,从探讨猪场废水的特征着手,分析了猪场废水处理技术,包括自然处理法、生物处理法和物理化学处理法的研究进展。提出猪场废水的处理,应以厌氧+好氧生物处理为主,辅助以物理化学处理法和自然处理法。
王珺[10]（2011）在《组合稳定塘系统对污水处理厂CAST工艺出水深度处理试验研究》文中研究表明随着城市化的迅速发展,水污染现象变得越来越严重。加强污水处理、提高污水厂出水水质,是防止水体遭到进一步污染的主要途径。人类环保意识的加强,政策法规对污水厂出水水质要求的不断提高,使污水的深度处理变得越来越重要。稳定塘作为是一种利用天然净化能力的生物处理构筑物的总称,能够有效去除污水中的有机物,具有投资省、运行管理方便、成本低等优点。近年来在国内外得到了广泛的应用,具有广阔的市场前景。镇江市地处长江三角洲,是一座集工业、港口、旅游为一体的城市,加强水环境的保护显得尤为重要。随着国家对环境保护的重视,镇江市也作出了相应措施。《镇江市“十一五”主要污染物减排规划》中规定,2008年起,镇江市所有污水处理厂尾水排放均要求达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准的要求。征润州污水厂主要负责镇江市主城区生活污水,采用CAST工艺,出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级B标准。通过对污水厂出水水质的分析,发现该污水厂对COD、BOD5、TP去除效果较好,而对TN、NH3-N、SS的去除效果较差,经常出现超标。特别是在冬季气温较低的情况下,氮的去除效果变得更不理想。本文阐述了稳定塘系统及其小试装置的设计,系统由调节塘、好氧塘、兼性塘和生物塘串联系统组成,试验装置采用等水力停留时间准则对稳定塘系统进行模拟。该稳定塘系统作为深度处理塘,对污水厂二级出水作进一步处理;好氧塘采用较常规水深较大的设计,可由曝气机对塘水进行充氧。生物塘中种植风车草、水芹菜、菹草和菱等水生植物,并养殖鲤鱼、鲫鱼、鲢鱼等鱼类构成生物塘生态系统。试验研究了温度、溶解氧、水力停留时间等因素对稳定塘系统深度处理的影响和变化规律,以及稳定塘系统各单元对主要污染物去除的效能和贡献率,为工艺调控和运行模式的选择提供依据。试验主要分为冬季、夏季两个阶段。在每个阶段考察稳定塘系统对征润州污水厂二级出水进行深度处理过程中对氮、磷等有机物去除的情况。在冬季阶段,总停留时间为6.4d,此阶段稳定塘系统对COD、TN、NH3-N、TP、SS的去除率分别为50%、40%、70%和55%;在夏季阶段,采用较长的总停留时间10.6d时,稳定塘系统对COD、TN、NH3-N、TP、SS的去除率分别为60%、90%、98%和92%;总停留时间为7.9d时,稳定塘系统对COD、TN、NH3-N、TP、SS的去除率分别为58%、74%、98%和95%;总停留时间为5.4d时,稳定塘系统对COD、TN、NH3-N、TP、SS的去除率分别为55%、56%、97%和76%。通过对有无水生植物情况下试验结果的对比,发现水生植物可以使COD、TN、NH3-N、TP的去除率提高612%、1525%、2030%和1322%。试验结果表明,水生植物在稳定塘系统中对污染物去除起到明显的促进作用,该装置能够有效的去除污水中主要污染物,出水主要指标均达到《城镇污水厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。
二、污水净化中的生物处理技术（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、污水净化中的生物处理技术（论文提纲范文）
（1）废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制浆造纸工业的概况 |
| 1.1.1 制浆造纸过程及产生的废水 |
| 1.1.1.1 备料废水 |
| 1.1.1.2 制浆废水 |
| 1.1.1.3 中段废水 |
| 1.1.1.4 造纸白水 |
| 1.1.1.5 污冷凝水 |
| 1.1.1.6 末端废水 |
| 1.1.2 脱墨浆造纸过程的简介及产生废水情况 |
| 1.1.2.1 废纸的离解及浆料净化与浓缩 |
| 1.1.2.2 废纸脱墨 |
| 1.1.2.3 废纸回用废水 |
| 1.2 制浆造纸废水处理技术 |
| 1.2.1 化学处理法 |
| 1.2.2 物化处理法 |
| 1.2.2.1 混凝沉淀处理 |
| 1.2.2.2 混凝气浮法 |
| 1.2.3 生化处理法 |
| 1.2.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.2.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.2.3.3 生物酶催化技术 |
| 1.2.3.4 厌氧好氧组合技术 |
| 1.3 制浆造纸废水的深度处理技术 |
| 1.3.1 混凝法深度处理 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.3.1 概述 |
| 1.3.3.2 基本原理 |
| 1.3.3.3 应用 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.4.1 光催化氧化法 |
| 1.3.4.2 催化湿式氧化法 |
| 1.3.4.3 声化学氧化 |
| 1.3.4.4 臭氧氧化法 |
| 1.3.4.5 芬顿氧化法 |
| 1.3.4.6 超临界水氧化法 |
| 1.3.4.7 电化学氧化法 |
| 1.3.4.8 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3.5 联合工艺处理(综合处理方法) |
| 1.3.6 生态处理法 |
| 1.3.7 生物酶法 |
| 1.3.8 组合技术法 |
| 1.4 造纸终端水回用技术及其背景和意义 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 中水回用技术 |
| 1.4.3 中水回用的意义及其发展前景 |
| 1.5 本论文研究开发工作的提出及其意义 |
| 第二章 废纸制浆造纸主要处理工段水样中有机物特性分析 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料及来源 |
| 2.1.2 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验原料前处理方法 |
| 2.2.2 紫外-可见分光光度计法 |
| 2.2.3 气相色谱-质谱分析方法 |
| 2.2.4 废水CODCr的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 厌氧出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.2 厌氧出水再经化学混凝处理后水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.3 SBR好氧处理出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.4 芬顿氧化排水的GC-MS分析 |
| 2.4 本章总结 |
| 第三章 二级生化处理出水化学絮凝处理 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 造纸废水来源 |
| 3.1.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水质的基本性质测定 |
| 3.2.1.1 PH值的测定 |
| 3.2.1.2 污泥元素分析 |
| 3.2.1.3 水质化学需氧量(COD) |
| 3.2.1.4 废水中半挥发性有机物的检测与分析 |
| 3.2.2 PFS的制备 |
| 3.2.3 絮凝实验 |
| 3.2.4 响应面实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 厌氧出水与芬顿氧化入水的GC-MS分析 |
| 3.3.2 芬顿氧化入水絮凝最优工艺探索 |
| 3.3.2.1 絮凝剂种类的优化 |
| 3.3.2.2 絮凝工艺响应面试验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧氧化催化剂的选择及过程优化 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2 实验分析及方法 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.1.1 催化氧化实验 |
| 4.2.1.2 负载型催化剂的制备 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.2.1 常规指标测定 |
| 4.2.2.2 臭氧浓度分析 |
| 4.2.2.3 CODCR的测定 |
| 4.2.2.4 色度测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 臭氧氧化催化剂的选择 |
| 4.3.2 负载型催化剂的回用研究 |
| 4.3.3 催化剂用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.4 臭氧用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.5 反应温度对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.6 反应时间对臭氧氧化的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 化学氧化后废水的膜处理连续试验研究 |
| 5.1 实验原料及方法 |
| 5.1.1 实验原料及试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 中试仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 无机膜的制备 |
| 5.2.2 pH值的测定 |
| 5.2.3 TDS的测定 |
| 5.2.4 电导率的测定 |
| 5.2.5 化学需氧量COD的测定 |
| 5.2.6 色度的测定 |
| 5.2.7 硫酸盐含量的测定 |
| 5.2.8 氯化物含量的测定 |
| 5.2.9 总铁含量测定 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 膜系统处理过程各项指标去除情况 |
| 5.3.2 膜系统运行的稳定性测试 |
| 5.3.3 不同孔径的膜处理对废水的影响 |
| 5.3.4 无机膜和反渗透膜对废水的影响 |
| 5.3.5 臭氧氧化/复合膜处理对废水的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（2）定向驯化耐受PNP毒性的硝化菌群及其降解特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 市政污水处理概述 |
| 1.1.1 常用污水处理技术 |
| 1.1.2 污水处理厂中生物降解系统的敏感性 |
| 1.1.3 工业污水纳管前的预处理过程 |
| 1.1.4 我国污水排放标准 |
| 1.2 生物脱氮与硝化菌概述 |
| 1.2.1 生物脱氮原理 |
| 1.2.2 硝化细菌的种类 |
| 1.2.3 硝化细菌的性质 |
| 1.3 对硝基酚概述 |
| 1.3.1 对硝基酚的性质与应用 |
| 1.3.2 对硝基酚的毒害作用 |
| 1.3.3 对硝基酚的处理方法 |
| 1.4 国内外相关研究现状 |
| 1.4.1 氨氮的降解 |
| 1.4.2 对硝基酚的去除 |
| 1.4.3 组合工艺的研究 |
| 1.5 课题研究的目的、意义及内容 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 课题研究的主要内容 |
| 1.6 本课题研究的创新点 |
| 1.7 实验技术路线图 |
| 第二章 活性污泥驯化和反应器挂膜 |
| 2.1 实验药品与试剂的配制 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验试剂的配制 |
| 2.2 硝化菌群的培养与驯化 |
| 2.2.1 普通硝化菌群的培养与驯化 |
| 2.2.2 PNP驯化硝化菌群的培养与驯化 |
| 2.3 反应器中生物膜的形成 |
| 第三章 摇瓶中两种硝化菌群降解特性的比较 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验仪器与药品的准备 |
| 3.1.2 实验试剂的配制 |
| 3.2 摇瓶实验设计 |
| 3.2.1 常规硝化反应 |
| 3.2.2 添加PNP的冲击影响 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 未加PNP时两种硝化菌群的硝化反应 |
| 3.3.2 普通硝化菌群在加入不同浓度PNP时的硝化反应 |
| 3.3.3 驯化硝化菌群在加入不同浓度PNP时的硝化反应 |
| 3.3.4 两种硝化菌群的PNP降解情况 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 VBBR反应器中两种硝化菌群降解特性的比较 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器与药品的准备 |
| 4.1.2 实验试剂的配制 |
| 4.2 VBBR反应器实验设计 |
| 4.2.1 常规硝化反应 |
| 4.2.2 添加PNP的冲击影响 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 未加PNP时两种硝化菌群的硝化反应 |
| 4.3.2 普通硝化菌群在加入不同浓度PNP时的硝化反应 |
| 4.3.3 驯化硝化菌群在加入不同浓度PNP时的硝化反应 |
| 4.3.4 两种硝化菌群的PNP降解情况 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 两种硝化菌群从对硝基酚毒害后恢复的比较 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验仪器与药品的准备 |
| 5.1.2 实验试剂的配制 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.2.1摇瓶恢复实验 |
| 5.2.2 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 普通硝化菌群的恢复情况 |
| 5.3.2 驯化硝化菌群的恢复情况 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 两种硝化菌群的微生物群落分析 |
| 6.1 分析方法概述 |
| 6.2 OTU划分和分类地位鉴定 |
| 6.3 Alpha多样性分析 |
| 6.3.1 稀疏曲线 |
| 6.3.2 丰度等级曲线 |
| 6.3.3 Alpha多样性指数 |
| 6.4 分类学组成差异分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）凹凸棒石/聚乙烯醇固定化载体的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 印染废水及其危害 |
| 1.1.3 生活污水及其危害 |
| 1.2 微生物固定化载体技术 |
| 1.2.1 固定化技术概述 |
| 1.2.2 固定化原理及方法 |
| 1.2.3 固定化载体研究现状 |
| 1.3 凹凸棒石简介 |
| 1.3.1 凹凸棒石的结构 |
| 1.3.2 凹凸棒石的有机改性 |
| 1.3.3 凹凸棒石的应用 |
| 1.4 有机无机复合载体研究现状 |
| 1.4.1 有机无机复合载体的优势 |
| 1.4.2 有机无机复合载体的应用 |
| 1.5 课研究意义及内容 |
| 1.5.1 选题背景及意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 2 明光、临泽有机凹凸棒石的制备及其对水体中染料的去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要化学试剂及仪器 |
| 2.2.2 有机溶剂的配置 |
| 2.2.3 有机凹凸棒石的制备 |
| 2.2.4 吸附试验 |
| 2.2.5 表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 红外分析 |
| 2.3.2 总碳分析 |
| 2.3.3 X射线衍射分析 |
| 2.3.4 微观形貌分析 |
| 2.3.5 响应曲面优化 |
| 2.3.6 吸附动力学及拟合 |
| 2.3.7 吸附热力学及拟合 |
| 2.3.8 pH对吸附的影响 |
| 2.3.9 吸附机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 明光凹凸棒石/聚乙烯醇载体的制备及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要化学试剂及仪器 |
| 3.2.2 复合载体的制备 |
| 3.2.3 载体材料的挂膜及培养 |
| 3.2.4 表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 载体结构与性能表征 |
| 3.3.2 载体的微生物固定化性能表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 临泽凹凸棒石/聚乙烯醇载体的制备及性能表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要化学试剂及仪器 |
| 4.2.2 复合载体的制备 |
| 4.2.3 载体材料的挂膜及培养 |
| 4.2.4 表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 载体结构与性能表征 |
| 4.3.2 载体的微生物固定化性能表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间的科研成果 |
（4）纳米铁强化复相催化过氧化氢降解氯代有机废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氯代有机废水的来源及危害 |
| 1.2.1 氯代有机废水的来源 |
| 1.2.2 氯代有机废水的危害 |
| 1.3 去除氯代有机物的主要方法 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 物理法 |
| 1.3.3 化学法 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.4 纳米零价铁还原法 |
| 1.5 非均相类芬顿氧化法 |
| 1.6 研究的目的和主要内容 |
| 1.6.1 研究的目的 |
| 1.6.2 研究的主要内容和技术路线 |
| 第二章 SiO_2-(n ZVI/Cu)、SiO_2-n ZVI和 n ZVI的制备与表征 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 SiO_2-(n ZVI/Cu)、SiO_2-n ZVI和 n ZVI的合成方法 |
| 2.2.2 SiO_2-(n ZVI/Cu)、SiO_2-n ZVI和 n ZVI的表征检测方法 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 TEM结果与分析 |
| 2.3.2 FT-IR结果与分析 |
| 2.3.3 XRD结果与分析 |
| 2.3.4 磁滞回线结果与分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 SiO_2-(n ZVI/Cu)的制备及条件的优化 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.3 测定与分析方法 |
| 3.3.1 2 ,4-DCP标准曲线及浓度测定 |
| 3.3.2 2 ,4-DCP的去除率 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 异丙醇/H2O体积比对制备SiO_2-(n ZVI/Cu)性能的影响 |
| 3.4.2 Na OH投加量对制备SiO_2-(n ZVI/Cu)性能的影响 |
| 3.4.3 TEOS投加量对制备SiO_2-(n ZVI/Cu)的性能的影响 |
| 3.4.4 水解反应时间对制备SiO_2-(n ZVI/Cu)的性能的影响 |
| 3.4.5 对比SiO_2-(n ZVI/Cu)、SiO_2-n ZVI和 n ZVI对2,4-DCP去除效果研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 SiO_2-(n ZVI/Cu)催化过氧化氢对2,4-DCP去除效果研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.3 SiO_2-(n ZVI/Cu)催化剂催化活性影响因素研究 |
| 4.3.1 铁铜掺杂比对去除效果的影响 |
| 4.3.2 SiO_2-(n ZVI/Cu)投加量对去除效果的影响 |
| 4.3.3 H_2O_2投加量对去除效果的影响 |
| 4.3.4 初始的pH对去除效果的影响 |
| 4.4 SiO_2-n ZVI,SiO_2-(n ZVI/Cu)的稳定性和重复利用性比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 SiO_2-(n ZVI/Cu)复相催化过氧化氢降解2,4-DCP的降解机理研究 |
| 5.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 测定与分析方法 |
| 5.2.1 降解反应动力学测定方法 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 降解2,4-DCP反应动力学 |
| 5.3.2 过氧化氢的催化机理 |
| 5.3.3 SiO_2-(n ZVI/Cu)复相催化过氧化氢降解2,4-DCP的过程机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介、发表文章及研究成果目录 |
| 致谢 |
（5）集约化水产养殖产业中污水处理技术研究（论文提纲范文）
| 1 集约化水产养殖产业过程中污水产生的原因 |
| 2 污水对集约化水产养殖产业产生的危害 |
| 3 有效解决集约化水产养殖产业污水问题的有关技术 |
| 3.1 物理处理技术 |
| 3.2 化学处理技术 |
| 3.3 物化综合处理技术 |
| 3.3.1 生物处理技术 |
| 3.3.2 膜分离处理技术 |
| 3.3.3 活性污泥处理技术 |
| 3.3.4 生物膜处理技术 |
| 4 结语 |
（6）生化耦合高级氧化法处理垃圾渗滤液的工艺设计与试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 垃圾渗滤液概述 |
| 1.1.1 垃圾渗滤液水质特征 |
| 1.1.2 影响因素 |
| 1.2 垃圾渗滤液国内外处理技术研究 |
| 1.2.1 生物处理法 |
| 1.2.2 物化处理法 |
| 1.2.3 生态处理法 |
| 1.3 两级A/O法的技术研究 |
| 1.3.1 两级A/O法概述 |
| 1.3.2 两级A/O法研究现状 |
| 1.3.3 两级A/O法应用现状 |
| 1.4 微电解-芬顿氧化法的技术研究 |
| 1.4.1 微电解法概述 |
| 1.4.2 芬顿氧化法概述 |
| 1.4.3 铁碳微电解-芬顿氧化法研究现状 |
| 1.4.4 铁碳微电解-芬顿氧化法应用现状 |
| 1.5 MBR工艺技术研究 |
| 1.5.1 MBR工艺概述 |
| 1.5.2 MBR工艺研究现状 |
| 1.5.3 MBR工艺应用现状 |
| 1.6 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 技术路线 |
| 1.6.4 研究创新点 |
| 2 两级A/O系统处理垃圾渗滤液实验研究 |
| 2.1 实验用水及装置 |
| 2.1.1 实验用水水质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.4.1 影响两级A/O工艺的主要因素 |
| 2.4.2 两级A/O系统对污染物的去除效果 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 微电解-芬顿-混凝沉淀处理生化出水实验研究 |
| 3.1 实验材料、药品及装置 |
| 3.2 实验检测方法及仪器 |
| 3.3 实验方案 |
| 3.3.1 微电解处理两级A/O系统出水实验 |
| 3.3.2 芬顿法处理两级A/O系统出水实验 |
| 3.3.3 混凝沉淀法处理两级A/O系统出水实验 |
| 3.3.4 微电解-芬顿-混凝沉淀实验处理两级A/O系统出水实验 |
| 3.4 微电解法处理两级A/O出水单因素实验 |
| 3.4.1 进水初始pH值对COD去除效果的影响 |
| 3.4.2 固液比对COD去除效果的影响 |
| 3.4.3 反应时间对COD去除效果的影响 |
| 3.5 微电解反应最佳条件参数的确定 |
| 3.5.1 微电解反应正交实验结果分析 |
| 3.5.2 正交实验方差分析 |
| 3.6 芬顿法处理两级A/O出水单因素实验 |
| 3.6.1 pH值对COD去除效果的影响 |
| 3.6.2 反应时间对COD去除效果的影响./ |
| 3.6.3 Fe~(2+)的投加量对COD的去除效果的影响 |
| 3.6.4 H_2O_2投加量对COD去除效果的影响 |
| 3.7 芬顿法正交实验 |
| 3.8 混凝沉淀实验结果分析 |
| 3.9 微电解-芬顿-混凝沉淀工艺连续试验研究 |
| 3.9.1 工艺中H_2O_2投加量的确定 |
| 3.9.2 工艺中反应时间的确定 |
| 3.9.3 芬顿氧化出水pH值的确定 |
| 3.9.4 PAM投加量的确定 |
| 3.10 微电解-芬顿-混凝沉淀工艺的运行效果 |
| 3.10.1 微电解-芬顿-混凝沉淀工艺对COD的去除效果 |
| 3.10.2 微电解-芬顿-混凝沉淀工艺对废水可生化性的影响 |
| 3.10.3 微电解-芬顿-混凝沉淀工艺出水水质情况 |
| 3.11 本章小结 |
| 4 MBR系统实验研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验装置及实验用水 |
| 4.1.2 反应器的启动和运行 |
| 4.2 MBR膜系统运行影响因素分析 |
| 4.2.1 HRT对MBR系统的影响 |
| 4.2.2 DO对MBR膜系统的影响 |
| 4.3 MBR系统连续运行效果 |
| 4.4 MBR膜反应器污染分析 |
| 4.4.1 MBR膜污染原因 |
| 4.4.2 MBR膜反应器运行中减缓膜污染措施 |
| 4.4.3 MBR膜反应器清洗措施 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 组合工艺处理垃圾渗滤液运行效果及经济效益分析 |
| 5.1 实验工艺流程图 |
| 5.2 组合工艺的特点及对污染物去除效果 |
| 5.3 经济效益分析 |
| 5.3.1 主要构筑物 |
| 5.3.2 运行费用分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 致谢 |
（7）DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3复合材料协同催化降解恶唑烷酮类抗生素（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景及意义 |
| 1.2 抗生素类废水来源及特点 |
| 1.2.1 农林牧渔业用抗生素 |
| 1.2.2 医用抗生素 |
| 1.2.3 工业废水废渣中抗生素 |
| 1.3 抗生素类废水的危害 |
| 1.3.1 抗生素耐药性 |
| 1.3.2 严重的毒性作用 |
| 1.4 抗生素类废水处理现状与国内外研究现状进展 |
| 1.4.1 物化处理法 |
| 1.4.2 化学处理法 |
| 1.4.3 生化处理法 |
| 1.4.3.1 厌氧生物处理法 |
| 1.4.3.2 好氧生物处理法 |
| 1.5 低温等离子体处理技术 |
| 1.5.1 国内外低温等离子体技术在废水处理上的研究 |
| 1.6 DBD低温等离子体处理技术简介 |
| 1.6.1 DBD低温等离子体处理技术的机理 |
| 1.6.2 DBD低温等离子体处理污染物的原理 |
| 1.7 研究课题的目的和主要研究内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 1.7.3 拟解决的科学问题 |
| 第二章 DBD放电低温等离子体废水处理实验装置及方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验主要材料和仪器 |
| 2.2.2 抗生素利奈唑胺简介 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3制备方法 |
| 2.3.2 降解利奈唑胺实验 |
| 2.4 研究分析方法 |
| 2.4.1 X射线衍射相(XRD)分析催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3 |
| 2.4.2 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3BET比表面积分析 |
| 2.4.3 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3的TEM图像分析 |
| 2.4.4 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3的傅里叶变换红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.4.5 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3对利奈唑胺的吸附效果 |
| 2.4.6 活性物质的OES光谱分析和浓度测定 |
| 2.4.7 溶液电导率的测定 |
| 2.4.8 超高效液相色谱-质谱联用 |
| 2.5 实验方案 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 纳米凹凸棒石/γ-Fe_2O_3表征及其性能研究 |
| 3.1 催化剂凹凸棒石/g-Fe_2O_3的X射线衍射分析 |
| 3.2 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3的透射电子显微镜图像分析 |
| 3.3 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3的傅里叶变换红外光谱分析 |
| 3.4 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3的比表面积和形貌特征 |
| 3.5 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3对利奈唑胺吸附效果 |
| 3.6 催化剂凹凸棒石/γ-Fe_2O_3对利奈唑胺吸附动力学分析 |
| 3.7 凹凸棒石/γ-Fe_2O_3吸附利奈唑胺的重复利用 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 废水中活性物质及电导率、pH值的实验研究 |
| 4.1 废水中活性物质的发射光谱(OES)分析 |
| 4.2 废水中活性物质浓度的变化 |
| 4.2.1 废水中活性物质浓度随DBD等离子体处理时间的变化 |
| 4.2.2 废水中有无催化剂对过氧化氢浓度的影响 |
| 4.2.3 废水电导率的变化 |
| 4.2.4 废水pH值的变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe_2O_3协同催化降解实验研究 |
| 5.1 实验结果与讨论 |
| 5.1.1 降解动力学分析 |
| 5.1.2 协同催化降解对废水颜色的影响 |
| 5.1.3 初始浓度和催化剂量对降解效率以及能量利用的影响 |
| 5.1.4 放电功率对降解效率的影响 |
| 5.1.5 利奈唑胺降解产物的确定 |
| 5.1.6 利奈唑胺降解路径分析 |
| 5.2 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 展望及建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的学术活动及成果清单 |
| 1)参加的学术交流与科研项目 |
| 2)发表的学术论文(含专利和软件着作权) |
（8）电化学氧化法安全处置垃圾渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液 |
| 1.2.2 垃圾渗滤液的处理方法 |
| 1.2.3 电 Fenton 法 |
| 1.3 研究设想与研究内容 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料、装置和仪器 |
| 2.1.1 垃圾渗滤液水质 |
| 2.1.2 电化学处理装置 |
| 2.1.3 生物处理装置 |
| 2.1.4 实验试剂 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 电极制备 |
| 2.2.1 钛基体氧化物电极的制备 |
| 2.2.2 碳纳米管-石墨电极的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 电 Fenton 法处理垃圾渗滤液 |
| 2.3.2 生物法处理垃圾渗滤液和脱氢酶活性的测定 |
| 2.3.3 GC-MC 分析处理后的垃圾渗滤液的成分 |
| 2.3.4 分析与表征方法 |
| 3 电化学氧化处理垃圾渗滤液研究 |
| 3.1 Fe~(2+)浓度对 TOC 去除的影响 |
| 3.2 阴极电位对 TOC 去除效果的影响 |
| 3.3 色度、COD、氨氮去除效果的分析 |
| 3.4 两种不同阴极电极材料的处理效果 |
| 3.5 阴极电位的变化对能耗的影响 |
| 3.6 阴极附着物的吸附作用 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 GC-MC 检测垃圾渗滤液成分及毒性的分析 |
| 5 生物法处理垃圾渗滤液及毒性研究 |
| 5.1 经电化学处理不同时间的垃圾渗滤液再通过生物处理后 COD 去除率的分析 |
| 5.2 脱氢酶活性的测定 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（9）猪场废水处理技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 猪场废水的特征 |
| 2 猪场废水处理技术 |
| 2.1 自然处理法 |
| 2.1.1 好氧法 |
| 2.1.2 厌氧法 |
| 2.2 生物处理法 |
| 2.2.1 好氧生物处理 |
| 2.2.2 厌氧生物处理 |
| 2.3 物理化学处理法 |
| 3 展望 |
（10）组合稳定塘系统对污水处理厂CAST工艺出水深度处理试验研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国污水处理现状 |
| 1.2 污水厂二级出水深度处理技术研究现状 |
| 1.2.1 针对不同水质的深度处理工艺 |
| 1.2.2 提标技术路线及常见深度处理工艺 |
| 1.2.3 稳定塘技术 |
| 1.2.4 面临的主要问题 |
| 1.3 课题的提出、研究内容及目的 |
| 1.3.1 课题的提出 |
| 1.3.2 课题的研究内容 |
| 1.3.3 研究目的和意义 |
| 2 镇江市征润州污水处理厂概况 |
| 2.1 征润州污水处理厂水量及水质 |
| 2.1.1 排水体制 |
| 2.1.2 污水厂水量 |
| 2.1.3 进出水水质情况 |
| 2.2 征润州污水厂工艺流程及设计参数 |
| 2.2.1 工艺流程 |
| 2.2.2 工艺设计参数 |
| 3 试验设计与试验 |
| 3.1 试验场地概况 |
| 3.2 试验方案 |
| 3.3 试验模型的设计 |
| 3.3.1 模型设计的准则 |
| 3.3.2 实际塘的模拟 |
| 3.4 试验流程 |
| 3.5 生物塘水生植物的选择 |
| 3.5.1 水生植物的分类 |
| 3.5.2 水生植物的作用 |
| 3.5.3 水生植物的选取原则 |
| 3.5.4 水生植物的选取 |
| 3.6 生物塘水生动物的选择 |
| 3.7 试验检测指标、检测方法和检测频率 |
| 4 试验结果与分析 |
| 4.1 单因素试验研究 |
| 4.1.1 溶解氧的影响 |
| 4.1.2 水力停留时间的影响 |
| 4.1.3 温度的影响 |
| 4.2 稳定塘系统单元去除污染物效能分析 |
| 4.2.1 冬季工况 |
| 4.2.2 日处理水量为0.6m~3/d 夏季工况 |
| 4.2.3 日处理水量为0.8m~3/d 的夏季工况 |
| 4.2.4 日处理水量为1.2m~3/d 的夏季工况 |
| 4.2.5 冬夏工况对比 |
| 4.3 植物对稳定塘系统处理效果的影响 |
| 4.3.1 对COD 去除效果的影响 |
| 4.3.2 对TN 去除效果的影响 |
| 4.3.3 对NH_3-N 去除效果的影响 |
| 4.3.4 对TP 去除效果的影响 |
| 4.3.5 植物对稳定塘系统处理效果试验小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读硕士学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读硕士学位期间参与的科研项目目录 |
四、污水净化中的生物处理技术（论文参考文献）
- [1]废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究[D]. 焦东. 华南理工大学, 2020(05)
- [2]定向驯化耐受PNP毒性的硝化菌群及其降解特性的研究[D]. 张辰媛. 上海师范大学, 2020(07)
- [3]凹凸棒石/聚乙烯醇固定化载体的制备及性能研究[D]. 杨尚. 兰州交通大学, 2020(01)
- [4]纳米铁强化复相催化过氧化氢降解氯代有机废水的研究[D]. 刘泽. 东北石油大学, 2020(03)
- [5]集约化水产养殖产业中污水处理技术研究[J]. 侯松伟. 产业科技创新, 2020(03)
- [6]生化耦合高级氧化法处理垃圾渗滤液的工艺设计与试验研究[D]. 梁鑫. 浙江农林大学, 2020(01)
- [7]DBD-纳米凹凸棒石/γ-Fe2O3复合材料协同催化降解恶唑烷酮类抗生素[D]. 韩化轩. 合肥工业大学, 2018(01)
- [8]电化学氧化法安全处置垃圾渗滤液的研究[D]. 王光凯. 青岛科技大学, 2014(04)
- [9]猪场废水处理技术研究进展[J]. 胡启智,朱凰榕,王军,欧阳春飞. 农业灾害研究, 2012(04)
- [10]组合稳定塘系统对污水处理厂CAST工艺出水深度处理试验研究[D]. 王珺. 重庆大学, 2011(01)