一、影响曝气池中溶解氧测定的因素分析（论文文献综述）
魏世勋[1]（2021）在《污水处理厂曝气系统分压曝气特性研究》文中研究表明近些年来对污水处理厂生物曝气池中曝气系统的改良从未停止,主要是针对控制系统和曝气器的革新。本研究首创一种分压曝气的曝气方式,充分利用鼓风机产生的风压,在传统曝气方式的基础上对曝气管道和曝气器进行重新布置,实现了较高的氧传质性能。在本研究过程中搭建了双层分压且均分曝气量的分压曝气柱与传统曝气反应柱作为对比对象,进行了清水曝气充氧实验。紧接着利用两根反应柱采用SBR工艺模拟城市污水处理厂工况对配制废水与生活污水进行了对比处理研究,同时在反应柱连续运行了一个月之后对活性污泥的性质进行了检测。最后回到运行机理的层面,探究了分压曝气方式的构造特点及优点,并把扬州市汤汪污水处理厂作为案例采用分压曝气改造生物曝气池进行了经济性分析。通过研究,主要研究结论与内容如下:（1）通过清水曝气充氧实验,分压曝气被证实了具有较好的氧传递性能,并且有节能的潜力。分压曝气柱设置有效水深3.2m,在不同水深位置平均氧总转移系数Kla（20）为5.3 h-1;充氧速率Eo为0.0012 kg/h;氧转移效率EA为14.35%;充氧动力效率Ep为6.18 kg/kW*h,同时内部不同区域氧传递性能有差距,下半部氧传递性能低于上半部。在反应柱相同高度位置,两种曝气方式氧传质性能相近,总体上分压曝气氧传递系数、充氧速率和氧利用率平均比传统曝气柱低10.1%、10.4%和10.6%且上半部性能差距比下半部小。而相同高度位置分压曝气柱氧利用率比传统曝气柱平均高19.3%,上半部差距更明显。（2）采用SBR工艺在曝气阶段利用分压曝气对配制废水与生活污水进行处理,与传统曝气相比,展现出了较好的污染物去除效果。在分压曝气前60min各污染物质的降解速率小于传统曝气,有明显的延迟性,但在150min左右污水中各污染物质去除率几乎同时达到了稳定值,对配制废水中含有的总氮、总磷、COD的去除率分别达到了 63.8%、96%、90%;对生活污水中含有的总氮、总磷、COD的去除率分别达到了64%、95%、83.5%,各污染物质都有良好的降解效果,其中总氮去除率高于传统曝气,同步硝化反硝化（SND）现象更明显。总体处理出水水质与传统曝气柱出水水质指标近似。（3）经过一个月的SBR工艺连续运行后,分压曝气反应柱中活性污泥各项指标保持良好。污泥浓度SS为3890mg/L;污泥沉降比SV30为28%;污泥体积指数SVI为71.2mL/g;可挥发性悬浮物浓度VSS为2768mg/L;VSS/SS为71%,其中分压曝气柱中活性污泥有机分含量比传统曝气低3%左右。无松散、膨胀现象,保持着较高的活性,说明采用分压曝气方式进行污水处理对活性污泥有着正向反馈效应。（4）分压曝气系统在传统曝气的基础上进行改良,具有节能减碳的作用。这种布置方式可以减少鼓风机对曝气池上层产生风压的浪费,经过理论计算,采用双层分压、均分曝气量的分压曝气方式理论上可以减少鼓风机25%电量,以扬州市汤汪污水处理厂为例,每日用于曝气池鼓风机的电量可节约约7275.6kW·h,相当于每日节省约2910.24kg标准煤,减少约5711.35kgCO2排放;采用更复杂的分压曝气方式理论上可以减少更多电量,但考虑到处理水质达标要求和简化性需求,仍需进行实验和经济性分析。（5）若对扬州汤汪污水处理厂生物曝气池采用分压曝气方式进行改造,粗略统计共需EDI微孔曝气器约8512个;罗茨鼓风机6台;PVC材质管道若干,所需材料费约41万元。每年污水厂所用于鼓风机的电费约为644.4万元,建成之后每年可从鼓风机电量中节省约161.1万元,一年内收益即可超过改造所需材料费,有巨大的应用前景。
王磊[2]（2021）在《压力强化臭氧氧化能力的研究》文中进行了进一步梳理传统开敞式臭氧投加产生的气泡直径大、水中停留时间短、整体利用效率低、氧化效果一般,国内外学者为强化臭氧的氧化能力研究的各种催化氧化方法起到一定强化效果。理论上,在压力条件进行臭氧曝气具有气泡直径小、停留时间长、臭氧与水接触面积大等优势。但臭氧加压存在技术瓶颈,主要是因为臭氧经现有压缩设备压缩后温度升高快、分解加剧、臭氧浓度下降快;此外臭氧氧化性超强,现有压缩设备在加压臭氧时很难坚持长期稳定工作。本文提出了压力强化臭氧氧化能力的概念,首先利用气液两相流理论,对臭氧曝气的主要参数进行了模拟优化,然后研制了一种水力循环臭氧加压氧化装置,既能将臭氧压力提高到0.4 Mpa,又能有效控制加压过程中臭氧温度上升,起到臭氧加压、浓缩的双重作用,利用新型实验装置,采用酸性红18模拟染料废水作为试验材料,验证了臭氧氧化能力在压力条件下能够得到强化。主要研究结果如下:（1）通过数值模拟,分析了曝气头和反应柱直径比（d/D）对曝气效果的影响。在相同曝气工况下,直径比较小时,气体上升速度快,气泡羽流主要集中在轴线上,影响范围小;直径比较大时,气体的上升速度较慢,影响范围扩大,但水体的紊动强度减小;在比较的几个比值范围内,直径比1/4时较为合适;在一定的曝气压力下,水深对曝气效果影响较大,水深占曝气压力水头3/4时效果较好,适当的水深可以起到延长臭氧停留时间,增加气泡扩散范围的作用。（2）研制了水力循环臭氧加压氧化装置。实验装置能将臭氧压力提高到0.4Mpa,又能有效控制加压过程中臭氧温度上升。试验表明,较低环境温度有利于臭氧的加压浓缩,减少衰减损失。在初始水温10℃,臭氧气体初始温度12℃,将臭氧压力提高到0.3 Mpa时,臭氧气体温度仅上升了 4.5℃,压缩后释放臭氧浓度比初始臭氧浓度仅下降了 11.3%,（不考虑加压浓缩作用）;在相同气源条件下,采用0.3 Mpa压力曝气,水中臭氧浓度比开敞式提高2.71倍。（3）采用酸性红18模拟染料废水进行了验证试验。结果表明0.3 Mpa是臭氧曝气的最佳压力。在臭氧初始浓度为15 mg/L、0.3 Mpa的曝气压力下,10 min内基本可将300 mg/L的酸性红18色度去除,去除率达到了 99.5%,而同等时间内0 Mpa（开敞式曝气）时的色度去除率只有80.3%,达到同样效果需要18 min左右;氧化30 min酸性红18的COD去除率是0 Mpa时的1.7倍,压力有助于提高臭氧的氧化能力;在压力曝气的条件下,原水浓度与初始臭氧浓度对处理效果有明显影响,单位浓度原水中所含臭氧量增加有利于提高处理效率;温度对氧化反应影响不大;碱性条件有利于臭氧氧化反应。
宗永臣[3]（2021）在《西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究》文中指出西藏城镇污水处理厂建设正处于快速发展时期,但现阶段污水处理厂运行状况并不能令人满意,其原因为高海拔、大温差、强紫外线（UV）等高原环境因素严重制约了污水处理效率。本研究以生活污水为处理对象,运用厌氧缺氧好氧工艺（A2/O）开展试验研究,分别对温度、溶解氧（DO）、水力停留时间（HRT）、UV照射时间等工况下的不同处理单元的运行特性开展研究,应用Illumina Mi Seq高通量测序技术分析活性污泥微生物群落结构、丰度和代谢功能,探讨了进水水质、工艺参数及工况因子与活性污泥中微生物群落结构、丰度的相关性,分析了污染物代谢转化过程中的主要功能蛋白、主要功能基因和酶的种类和丰度变化,从生物化学和分子水平探讨高原环境下污水脱氮除磷的微生物机理。首先,研究了水温、HRT、DO、UV等工况对实验室规模污水处理运行的影响规律,分析了不同工况下对厌氧池、缺氧池、好氧池等反应器中化学需氧量（COD）、总磷（TP）、总氮（TN）、氨氮（NH3-N）等水质指标的变化规律,解析了西藏高原环境下A2/O工艺的运行特性。结果表明:不同工况下污泥沉降比(SV30)和混合液悬浮固体（MLSS）浓度均较低,反映出高原环境因素下A2/O工艺系统的活性污泥浓度偏低。温度工况下,15℃时COD和TN去除效果最佳,20℃时TP和NH3-N去除效果最佳;DO工况下,2.0mg/L时TN和NH3-N去除效果最好,1.0 mg/L时COD和TP去除效果最好;HRT工况下,26.25h时TN和COD去除效果最好,17.50 h时NH3-N和TP去除效果最好;UV工况下,10min时TN和COD去除效果最好,30min时TP去除效果最好,0min时NH3-N去除效果最好。从系统出水水质来看,水温20℃、DO为2.0mg/L、HRT为17.50h、UV照射10min是A2/O工艺最优工况。然后,通过对A2/O工艺系统51组活性污泥样本进行高通量分析,发现微生物的OTU数以及门和属水平下的物种种类均较低。疣微菌门（Verrucomicrobia）属于高原特殊生境下的优势菌门,衣原体门（Chlamydiae）属于高原特殊生境下特有的微生物菌门。属水平的优势菌为鞘脂菌属（Novosphingobium）、腐螺旋菌属（norank＿f＿＿Saprospiraceae）、孤岛杆菌（Dokdonella）等。典型高原环境下,UV辐照对微生物群落结构影响最为显着,A2/O工艺系统活性污泥浓度低主要与其中厌氧绳菌纲（Anaerolineae）、微丝菌属（Candidatus＿Microthrix）等丝状菌占比不高有关。在此基础上进行活性污泥微生物优势种群与进水水质、工艺参数和工况因子之间的相关性分析。结果表明,进水水质中TP和COD浓度是影响微生物群落的重要因子;MLSS和SV30是影响微生物优势群落的重要工艺参数,反映出活性污泥生物量更容易受微生物群落结构和丰度的影响;UV照射时间是影响微生物群落最重要的环境因子。由于不同反应器中优势菌分布不同,导致其对工况因子的响应存在差异性。对优势菌之间的相关性分析结果表明,菌群之间存在氧气、能量、磷源等方面的共生和拮抗关系。最后对活性污泥中主要功能蛋白、功能基因及相关酶的丰度、代谢途径进行了分析。不同工况下A2/O系统中主要功能蛋白的组成和丰度具有一定程度的差异,功能蛋白丰度最优工况分别是DO为1.5mg/L、HRT为17.50h、温度为20℃、UV为0min;不同工况下主要代谢途径的种类完全一致,其中细菌双组分调节系统对环境变化具有较强的适应能力;核糖核酸酶、RNA聚合酶、铁超氧化物歧化酶、碱性磷酸酶等适冷应酶丰度较高,反映了细菌群落对高原低温环境的适应性变化;微生物优势代谢途径中的嘌呤代谢、核糖体、氧化磷酸化、嘧啶代谢、精氨酸和脯氨酸代谢等与污水脱氮除磷密切相关;鉴定出不同工况下参与氮代谢的共有基因8种,参与磷代谢的共有基因6种,上述代谢功能基因是高原环境因素下的脱氮除磷优势基因,表明了高原地区污水处理系统微生物物种的适应性机制。
来有炜[4]（2021）在《基于FLUENT对气升式循环池的数值模拟及试验研究》文中研究指明气升式循环池因为具有结构简单、内部流体循环效果好、传质效果良好且在反应器内气相存在一定的浓度梯度分布,被应用于不同的工业领域。近年来,该工艺在污水处理中也得到了广泛关注,但很多针对气液两相流模型进行的研究仍停留在单一气泡尺寸模型和对其水力学参数的分析上,与实际工程和运行工况参数存在一定的差距。本文基于计算流体力学软件Fluent建立了气升池气液两相流动和溶解氧传质、生化反应耦合模型,模拟了氧传质和生化反应的过程,主要工作有以下几点:（1）构建了考虑气泡并聚和破碎的欧拉-PBM耦合模型,描述了气泡尺寸在空间上的分布函数。并且通过已有研究数据和小试鼓泡塔数据作为参考,对比了欧拉双流体模型和欧拉-PBM模型与实际流速的拟合程度,结果表明两种模型的误差均在10%以内,但是耦合了PBM的模型在边界处和进气口上方的速度值更接近实际情况,最终确定采用欧拉-PBM模型对对气升池内部流场进行分析。（2）以小试鼓泡塔为研究对象,构建了欧拉-PBM气液两相流动耦合模型,用实验测量的流场分布情况对比了不同边界条件的优劣并且验证了模型的准确性;实测了不同曝气量下对应的气泡尺寸分布,并计算了相应的Sauter平均直径,直径分布在0～4mm之间,主要集中在0～2.5mm,进气速度增大会使气泡尺寸分布变宽;在上述验证后的模型的基础上通过外加UDF和UDS将希比格渗透理论模型与流体模型进行耦合,对气升池的气液两相氧传质过程进行模拟,得到曝气量从0.1L/min到1L/min时的氧传质体积系数为17.35 h-1～38.77h-1,和实验所得的溶解氧随时间的变化曲线与氧体积传质系数进行验证,误差在15%之内。（3）基于建立的小试鼓泡塔两相流和溶解氧传质模型,探究不同进气表观速度、气泡尺寸、导流筒的结构参数（升流区与降流区直径之比）对气液两相流场和传质过程的影响,从气、液相的流场、气含率的分布和湍流强度的参数进行了较为全面的分析,给出了该模型的最优运行参数。随着曝气量增大,氧传质速率逐渐增大,在0.02m/s时为38.48 h-1;随着气泡尺寸增大,氧传质速率在增大,但是对于不同的尺寸分布,氧体积传质系数变化没有明显线性规律,其中当尺寸分布在0.5mm～4mm时的氧传质体积系数为61.38h-1;随着反应器导流筒和外径之比的增大,在导流筒内的氧体积传质系数略微下降,但降流区的氧体积传质系数上升明显,其中当Di/Do=0.45时,导流筒内和降流区的氧体积传质系数分别为42.36h-1和61.38h-1。（4）利用UDF和UDS将ASM1活性污泥简化模型导入Fluent,耦合溶解氧传输模型,构建气升式循环池欧拉-PBM与ASM1耦合模型,分析气升池中前1.5h污水降解过程及COD浓度分布规律,通过改变进气速度观察控制点溶解氧浓度与COD浓度,探究并分析气升池内COD随时间的变化规律,以及进气速度的改变对该工艺处理效果的影响。结果表明该模型能较好地模拟气升池内污水生化反应效果,曝气量的变化对COD的处理效果影响不显着。
冯强[5]（2021）在《基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究》文中进行了进一步梳理研究表明,白酒酿制过程中约有70%的水会转化为废水。酿酒废水有机物含量高、p H低、臭味大、总氮、总磷浓度也远远高于生活污水,此外,还含有一些有毒物质,需经处理达到行业排放标准之后才能排入水体,当前普遍采用的是“厌氧+好氧+深度处理”的工艺流程。厌氧段主要是去除原水中COD,但不可避免地会增加废水中磷的含量;好氧单元常采用SBR、AAO、CASS等工艺,但在实际应用中发现上述工艺存在处理效果不理想、调试复杂且成本过高等问题,需探索其他工艺对酿酒废水的处理效能。厌氧/缺氧/缺氧/好氧法（MUCT）作为UCT工艺的改良,常应用于处理低C/N（1～2）、低TP浓度（<10mg/L）的生活污水且效果良好。对课题开展的酒厂废水处理站水质检测发现原水中C/N高达49.38,TP含量在20mg/L左右,经厌氧处理后的酿酒废水C/N降至3左右,TP浓度在30mg/L左右。本文采用MUCT工艺作为好氧单元处理高氮磷浓度酿酒废水,研究当装置分别处于全程硝化与短程硝化两阶段时对氮、磷元素的处理效果。主要研究内容有（1）通过全程测定污泥相关参数以及对污泥中的微生物进行镜检观察,结合进出水水质指标,快速启动反应器;（2）全程硝化阶段,考察不同水力停留时间（HRT）、碳源投加点以及在缺氧I池投加碳源改变C/N条件下工艺对酿酒废水处理效果的影响;（3）研究如何使装置从全程硝化反硝化阶段稳定过渡到短程硝化反硝化阶段,且如何使氨氧化菌群（AOB）成为优势菌种进而稳定亚硝态氮积累率（NAR）。试验得到研究结果为:（1）通过接种酒厂废水处理站的污泥,装置的启动调试期仅为20天,启动末期污泥呈蜂窝状,沉降性能好,通过镜检观察到有轮虫、钟虫等水质好时才会出现的指示性微生物。后期COD、总氮平均去除率分别达到90%和68.48%,总磷最大去除率达到61.62%。（2）采用单因素法得出MUCT处理酿酒废水全程硝化反硝化的最优HRT为10h,COD、氨氮、总磷平均去除率分别达到89.60%、53.54%、62.87%;通过直接投加碳源至进水发现对脱氮除磷促进作用不大,改为在缺氧I区补充碳源,发现当缺氧I区C/N在6时,工艺对模拟酿酒废水的处理效果最优,原水阶段氨氮、总磷平均去除率分别能达到66.17%和74.03%,氨氮和总磷去除率比未加碳源时分别提高了12.63%和11.16%。（3）短程硝化阶段,缩短HRT至8h和控制DO浓度0.5～0.8mg/L,以NAR作为区分全程与短程硝化两阶段的指标。最终在混合液回流比150%、硝化液回流比250%、回流污泥比90%时,成功启动短程硝化反硝化。原水阶段,NAR稳定在60%左右,氨氮去除率在50%以上,TP平均去除率达到77.94%,最高达91.59%。综上所述,运用MUCT工艺处理实际酿酒废水时,不管是全程硝化反硝化阶段还是短程硝化反硝化阶段,工艺都能很好地去除厌氧出水中的大部分COD、氨氮和TP。但从节约成本来说,基于MUCT工艺实现短程硝化反硝化更适合剑南春二期新建污水处理厂及同类型工业废水的处理。如果后续再辅以深度处理单元（超磁除磷）等措施,出水能达到《发酵酒精和白酒工业水污染物排放标准》（GB27631-2011）的行业排放限值。
彭玉[6]（2020）在《基于ASM模型的典型活性污泥工艺运行模拟与优化》文中指出随着社会经济的发展,工业废水和生活污水排放量日益增多,排放标准日趋严格,各大污水厂面临的污水处理压力也越来越大,为了达到国家的污水排放标准和提高应对紧急情况的处理能力,降低出水污染物浓度并节省运行管理费用是各大污水厂共同的目标。建立污水厂的活性污泥模型可以为污水厂的优化运行提供理论上的建议和改造方案,更具有参考价值和时效性。本文以重庆某大型污水厂改良A2O工艺为研究对象,测定分析了该污水厂的COD进水各个溶解态和颗粒态组分浓度和占比,基于MIKE WEST软件平台,用国际水协的ASM2D（Activated sludge model 2D）模型理论,对该污水厂进行了全工艺模拟,根据评价指标确定模型可信后,用校正后的模型探究了选择池进水比例、三系列缺氧池进水比例、内回流比、外回流比、DO五个影响因素对该污水厂改良A2O工艺处理效果的影响,并提出了一种参数优化预案库策略,为该污水厂管理和决策提供理论上的指导。首先,实验测定了该污水厂的进水组分,用间歇OUR（活性污泥呼吸速率法）法测定SS（易生物降解有机物）和XS（慢速可降解基质）,用气相色谱法测定了SA（发酵产物）,絮凝沉淀法测得SI（惰性溶解性有机物）,由物料守恒公式SF=SS-SA得出SF（可发酵的易生物降解有机物）,由物料守恒公式XI=总COD-SA-SF-SI-XS得出XI（惰性颗粒性有机物）,测得SA、SF、SI、XS、XS、XI五个组分占比为11.95%、15.88%、43.12%、6.18%、19.56%,作为下一步污水厂建模的输入数据。现场调研了该污水厂的运行工况,获得该污水厂的基本信息。主要有各个构筑物尺寸信息,内外回流比信息,除磷加药量信息,曝气信息。获得2018年10月1日至2018年12月31日的进出水数据和实验报表数据,用测得的进水组分占比数据和污水厂调研获得的在线系统历史数据和污水厂工艺基本运行参数在MIKE WEST软件平台搭建该污水厂改良A2O工艺的ASM2D模型,初次模拟后,对模型中相关20个参数进行敏感性分析后得出对出水指标影响最大的五个参数为YH（异养菌产率系数）、QPP（颗粒态磷储存的速率常数）、μPAO（聚磷菌的最大生长速率）、YPAO（聚磷菌产率系数）、μH（异养菌最大生长速率）。校正参数后,将再次模拟的出水结果与污水厂实际出水结果相比未参数校正得出相对误差降低了约10%,提高了模型与污水厂实际的吻合精度。然后根据相关评价标准对该模型进行评估,得出该模型的可信度,结果显示,模拟COD和TP效果很好,模拟氨氮和TN合格,模型可用于该污水厂后续离线或在线使用。使用校正好的模型模拟污水厂的内回流比、外回流比、三系列缺氧池进水比例、选择池进水、碳源投加、三个系列的好氧池末端DO浓度对出水结果的影响;众多参数中,三系列缺氧池进水比例取消可节省泵送费用,前置选择池的进水比例对出水结果影响不大;内回流比在180%时可使得出水达标且泵送能耗最少。外回流比对出水氨氮影响较大,外回流比不得低于100%,且外回流比越大,出水氨氮越低;好氧池末端DO浓度对出水结果影响较为明显,三条系列末端好氧池的DO浓度分别为1mg/L、1 mg/L、2 mg/L时可使得出水各项指标达一级A标且曝气费用最低。针对目前在线模型存在的问题提出了一种优化策略预案库,根据该污水厂的进水污染物浓度范围,建立了20条进水指标不同梯度组合的进水工况,在相应进水条件下设置内回流比和前端好氧池DO不变,使用模型中参数估计高级实验功能,以好氧池末端DO浓度和外回流比为工艺参数优化对象,以出水达到一级A标和运行能耗最低为目标函数,得出每一个进水工况的最优外回流比参数和最后一个好氧池DO浓度参数,推导出了水质波动的时候运行策略公式,为智慧水务建设中水厂运维管理方案的可靠性、稳定性提供一种可行的解决方案。
董怡然[7]（2020）在《重金属对A2N-IC系统影响及其机制研究》文中研究表明传统活性污泥法处理工艺由于存在碳源竞争、泥龄矛盾、回流污泥硝酸盐影响厌氧效率等问题,出水水质难以达到日益严格的磷排放标准,且难以实现磷的回收。基于反硝化聚磷理论开发的双污泥-诱导磷结晶（A2N-IC）工艺将污水的生物处理和磷的化学回收结合起来,实现环保目标的同时还能回收磷资源。城镇污水中含有来源广泛的重金属离子,这些重金属离子的存在不仅可能影响双污泥系统的脱氮除磷效果,而且可能影响诱导磷结晶工艺的磷回收效果和磷回收产物品质。本文基于双污泥-诱导磷结晶工艺,分别研究了重金属Cd2+、Cu2+、Zn2+对生物处理单元双污泥系统的处理效果和化学处理单元诱导磷结晶系统的去除效率及结晶产物产生的影响,并通过吸附试验和化学平衡模拟对重金属产生影响的机理进行探究。对A2N-IC工艺的实际运行具有指导意义。研究结果如下:培养硝化污泥时,氨氮去除率由48.1%增长到94.4%,氨氮的去除和硝态氮的生成基本符合零级反应,88)8)8)8)8),3)=0.0023h-1。采用两阶段法培养反硝化聚磷污泥,第一阶段为厌氧/好氧阶段,培养的好氧聚磷菌（PAOs）对磷的去除率由22.77%增长到77.17%,聚磷量/释磷量约为1.27,好氧聚磷速率符合一级动力学方程,最大为1.03mg/（L·min）。第二阶段为厌氧/缺氧/好氧阶段,培养的反硝化聚磷菌（DPAOs）除磷量维持在20mg/L左右,缺氧聚磷量在总聚磷量中所占的百分比由42.2%增长到95%左右,说明反硝化聚磷菌在污泥中所占比例逐渐升高,缺氧聚磷速率最大为0.77mg/（L·min）。以双污泥系统为研究对象,探究了不同浓度重金属短期冲击和长期冲击对处理效果的影响。结果表明:Cd2+、Cu2+、Zn2+的高浓度短期冲击和低浓度长期冲击对系统中NH3-N、PO43--P、COD的去除均存在抑制作用,且整体抑制作用关系为Cu2+>Cd2+>Zn2+。Cd2+的抑制作用以短期急毒性为主,而Cu2+则以长期累积毒性为主。重金属主要通过抑制厌氧池中的硝化作用、缺氧池中的反硝化聚磷作用和好氧池中异养微生物降解COD的作用来抑制系统的处理效能,对N、P的去除抑制作用较强,对C的去除抑制作用较弱。用烧杯试验模拟诱导结晶反应过程,研究Ca/P摩尔比、晶种投加量、p H、重金属种类和浓度对磷回收效果及回收产物的影响。结果表明:磷去除率随Ca/P摩尔比的增大逐渐升高,但当Ca/P>1.67时升高不明显,随晶种投加量的增大先升高后降低,二者对HAP结晶过程磷回收率的影响较小。p H对磷去除率具有显着性影响,p H=8.5～9时反应最为迅速。升高重金属浓度对磷回收有抑制作用,抑制作用Zn2+>Cd2+>Cu2+;对重金属的去除有促进作用,重金属去除率关系为Cu2+>Zn2+>Cd2+,说明重金属能够在结晶产物中富集,影响产物品质。采用吸附试验和化学平衡模拟两种方式对重金属参与诱导HAP结晶过程进行研究,探究重金属影响结晶过程的机理。吸附试验结果表明:HAP晶体对溶液中的Cd2+、Cu2+、Zn2+均存在吸附作用,吸附量随HAP投加量的增大而增大,吸附过程符合一级动力学规律和“Langmuir”型等温吸附曲线,饱和吸附量分别为16.16、10.30、11.92 mg/g。HAP对混合溶液中三种重金属的吸附量分别为7.79、3.25、4.31mg/g,均未达到单种重金属的饱和吸附量,说明离子间相互拮抗,抑制吸附效果。用Visual MINTEQ对重金属与HAP的共沉淀过程进行模拟,结果表明:重金属主要通过消耗构晶离子OH-和PO43-抑制HAP的结晶过程。PO43-主要以重金属磷灰石的形式进行沉淀,溶液中的磷大部分进入杂质沉淀中,提高磷去除率的同时也会对磷的回收产生不利影响,造成结晶产物纯度大幅降低,产生毒性。
王梦[8]（2020）在《高浓度溶氧水对SBR工艺处理生活污水的影响研究》文中研究指明水是人类生命之源,然而水资源污染和短缺的问题也日趋严重,水污染的最大源头之一就是生活污水。近年来,我国生活污水排放量逐年攀升,到2018年,我国生活污水排放总量就达到了620.0亿吨,占废水总排放量的78.0%。开发出能高效处理生活污水的技术符合当前时代发展趋势。微纳米气泡技术已经成为近些年的研究热点之一。微纳米气泡具有普通气泡所没有的特点,例如气泡直径小、水中停留时间长、具有较强的氧化性等。本文通过加压溶气以及给氧气带上电荷的方式制备高浓度溶氧水,制备的高浓度溶氧水中含有直径小于50μm的微纳米气泡。本文分别以氧气和空气作为不同气源的基础上,研究了不同混合压和进水温度对水体溶解氧含量的影响。在氧气作为供氧源的基础上,对气泡悬浮时间,有效气液混合比进行了测量,对制备的高浓度溶氧水的稳定性进行了研究。此外,通过分别对高浓度溶氧水曝气技术和传统鼓风曝气技术在生活污水中的污染物处理效果上做了研究,通过比较两者之间的差异,进一步了解高浓度溶氧水的应用前景。在此基础上,还研究了不同污泥浓度对去除率的影响。本次试验得出的结论如下:（1）使用氧气作为供氧源制备的溶氧水的含氧量远大于使用空气作为供氧源的溶氧水含氧量。在温度为25℃,混合压力为0.45MPa时使用氧气作为供氧源制备的溶氧水效果最好,含氧量可达43.6mg/L。（2）在最佳条件下制备的高浓度溶氧水中,微纳米气泡平均停留时间为1分28秒,气泡在混合液的体积比至少为1.7%。（3）在保存良好的条件下,随着时间的推移,溶氧水含氧量虽然有所下降,但是在保存七天后仍具有较高水平的溶解氧含量,溶解氧含量达到31.3mg/L。（4）使用高浓度溶氧水曝气技术可以使污水中的溶解氧含量最高可提升至5.2mg/L。从试验的结果可以看出,高浓度溶氧水曝气技术明显高于传统鼓风曝气技术,高浓度溶氧水曝气对COD、氨氮、TP的去除率要比普通鼓风曝气技术分别高19.2%、15.5%、13.6%,并且高浓度溶氧水对水体中污染物的去除速率更快。（5）在对污泥浓度对污染物去除率的影响研究发现,污泥浓度在3000～4000mg/L时,各污染物的去除效果最好。污泥浓度超过4000mg/L时,各污染物最大去除率都会有不同程度的下降。
涂航[9]（2020）在《A/O-MBR+蠕虫床组合工艺污水污泥处理性能研究》文中研究表明在利用活性污泥法对污水进行净化过程中,产生的大量剩余污泥作为副产物不但增加了污水处理成本,也存在着处理不当导致二次污染的风险。在此背景下,污泥过程减量技术研究备受关注。生物捕食污泥减量技术是一种绿色生态的污泥原位减量技术,以促使能量在食物链传递过程逐步消耗的方式,相较于其他污泥减量技术,具有建设运行成本低、生态环境友好等显着特点。目前对生物捕食污泥原位减量技术的研究主要在小试层次,相关学者设计制造了不同构型的生物捕食污泥减量装置,并将其与不同的污水处理工艺系统相耦合。本论文研究在小试基础上,过渡到中试层面,将缺氧/好氧-膜生物反应器与蠕虫床反应器相耦合,形成A/O-MBR+蠕虫床组合工艺,探究其运行模式和运行参数的优化,在连续运行中考察其污水处理、污泥减量、膜污染控制以及剩余污泥性质改良等方面的效能,探究污水处理与污泥减量高效协同的可能性,最后从多个方面探究组合工艺的污泥减量机理。烧杯实验确定了蠕虫的最适工作范围为20～25℃,超过30℃时蠕虫的生长繁殖与污泥捕食能力大幅下降。以日间均温30℃为界线,将组合工艺中蠕虫床的运行模式分为高温（≥30℃）厌氧侧流反应器（ASSR）运行模式、适温（<30℃）侧流蠕虫反应器（SSWR）运行模式,选取ORP、SRT、DO等关键参数对两种运行模式进行优化研究。优化后的高温ASSR运行模式参数为ORP=-150～50m V,SRT=24h;优化后的适温SSWR运行模式参数为DO=1.0～1.5mg/L,SRT=24h。在蠕虫床运行模式优化基础上,平行运行A/O-MBR对照系统和A/O-MBR+蠕虫床组合系统,在160天的连续运行过程中,组合系统蠕虫床反应器先后经历了三个阶段:高温ASSR模式、过渡模式、适温SSWR模式。在连续运行期间,对照系统与组合系统对于COD和氨氮的去除率相当,组合系统各阶段对COD和氨氮的去除效果差别不大,且出水水质一级A达标率均为100%。组合系统连续运行过程中的总氮平均出水浓度为14.79mg/L,总磷平均出水浓度为0.58mg/L,污染物去除能力较对照系统有明显的提升,通过蠕虫床反应器与A/O-MBR系统的耦合实现了污水处理系统出水水质的提高。在连续运行期间,相较于对照系统,组合系统整体污泥减量率达54.76%。不同运行状态下各个阶段的污泥减量效果有所差别。与未接种蠕虫的蠕虫床反应器相比,组合系统第一阶段（厌氧运行状态）的污泥减量率为49.20%,较第二阶段增长了26.00%;组合系统第三阶段（接种了颤蚓类蠕虫）的污泥减量率为71.59%,较第二阶段增长了48.39%。在不同温度条件下,强化解偶联（第一阶段）和强化生物捕食（第三阶段）均为组合系统带来显着的污泥减量效果。蠕虫床反应器的耦合使A/O-MBR膜池的膜污染得到有效减缓,组合系统中未出现对照系统中较难通过化学清洗去除的膜污染。在第一阶段,组合系统的TMP增长速率较对照系统降低了10.70%;在第三阶段,组合系统的TMP增长速率较对照系统降低了79.11%。说明厌氧环境和蠕虫的捕食作用能够有效减缓膜污染。组合系统排除的剩余污泥在沉降性能和脱水性能方面优于对照系统,组合系统在实现较少排泥量的同时,减少了剩余污泥后续浓缩脱水处理的难度。通过系列序批实验,从蠕虫捕食、代谢解偶联、污泥衰减以及微型动物群落结构等方面研究了A/O-MBR+蠕虫床组合工艺的污泥减量机制。蠕虫对污泥的直接摄食和摄食后污泥破解对隐性生长的强化构成了蠕虫捕食作用对污泥的减量,由蠕虫捕食作用引起的污泥减量效果为174mg/L/d,占蠕虫床反应器的总污泥减量效果的51.9%。蠕虫床在第一阶段的高温ASSR模式有效地强化了代谢解偶联作用,同时二三阶段蠕虫床反应器内特殊的曝气方式对解偶联的形成也有一定的促进作用。在污泥衰减的实验中发现,A/O-MBR中发生的污泥衰减现象在第三阶段最显着,而蠕虫床中发送的污泥衰减现象在第一阶段最显着。蠕虫床较长的污泥龄和低负荷条件下,对污泥有摄食能力的其他微型动物的种类和数量在组合系统中有一定的增长,蠕虫的投加强化了这种增长效果。综上所述,A/O-MBR+蠕虫床组合工艺在中试层面上同时实现了污水处理与污泥减量,该工艺在工程扩大化生产上有很大的发展空间。
刘阔[10]（2020）在《水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行》文中提出牲畜屠宰过程中产生大量屠宰废水,目前屠宰废水的处理工艺主要包括好氧和厌氧生物处理两类,且好氧生物处理一般与水解酸化工艺相结合。为了兼顾活性污泥法和生物膜法的优点,发展出了生物膜-活性污泥复合工艺（IFAS）,该工艺在屠宰废水的处理中具有生物量大,抗冲击负荷能力强,占地面积小等优点。齐齐哈尔市某屠宰场废水产生量300吨/天,废水处理工艺的处理能力无法满足需求,有改造的必要。本文针对该屠宰场的生产废水产生情况和现有污水站的污水处理工艺及系统进行了调研和分析,对于需要改造的工艺单元进行了小试试验以及基于GPS-X软件的模拟实验,最后对原有的污水处理系统进行改造并完成运行调试工作,实现升级改造的最终目的。根据屠宰场的生产规模及生产规律,综合考虑屠宰废水的显着特征,本研究采用以水解酸化/泥膜共生工艺为主体工艺的改造方案。小试试验阶段,着重探讨填料类型、水力停留时间、填料填充比、溶解氧等因素对污水处理效果的影响,得到初步结论,日清纺新型填料效果好于普通悬浮填料,水解酸化单元最佳HRT为8h,IFAS单元最佳填料填充比为40%,最适DO为4mg/L。采用GPS-X软件对污水处理工程进行模拟运行,分析污水处理工艺运行过程中COD、氨氮、总氮等污染物浓度变化,采用淡季平稳运行时期的监测数据对模型进行校准并调整运行参数,同时进行灵敏度和准确性的验证;采用调整好的参数模拟改造后水解酸化-IFAS工艺的处理效果,在构建模型的基础上进行污水处理过程分析,结合小试试验的相关结论及运行参数,进行模拟工艺运行。出水COD达到50mg/L以下,氨氮达到20mg/L以下,总氮达到30mg/L以下,可达到屠宰废水相关排放标准。验证了最佳的工艺参数:水解酸化过程HRT为12h,IFAS过程HRT为24h,溶解氧浓度为4mg/L,污泥回流比为150%。通过小试试验和GPS-X软件模拟,得到本项目污水处理工艺的最佳参数,对原有工艺进行工艺改造,并成功启动。系统稳定运行期间,企业生产旺季满负荷运行,进水水量为300吨/天,屠宰废水经新系统处理之后,出水COD浓度稳定低于50mg/L,氨氮浓度稳定低于20mg/L,符合设计要求和排放标准。工程改造完成后,对周边的生态环境起到极大改善的作用,且吨水处理成本比原有工艺节省19.5%,具有显着的环境、经济效益。
二、影响曝气池中溶解氧测定的因素分析（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、影响曝气池中溶解氧测定的因素分析（论文提纲范文）
（1）污水处理厂曝气系统分压曝气特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 综述 |
| 1.2.1 生物处理在污水处理中的应用原理 |
| 1.2.2 好氧生物处理工艺 |
| 1.2.3 生物曝气池原理与曝气设备 |
| 1.2.4 AAO工艺与SBR工艺曝气特性 |
| 1.2.5 国内外曝气系统改良工艺研究现状 |
| 1.3 课题的提出 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 清水分压曝气充氧特性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验材料与仪器 |
| 2.1.3 实验原理与内容 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 分压曝气实验分析 |
| 2.2.2 传统曝气实验分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 分压曝气对污水处理过程影响研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验装置 |
| 3.1.2 实验材料与仪器 |
| 3.1.3 实验分析检测方法与数据处理 |
| 3.1.4 实验内容与方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 分压曝气处理配制废水效果研究 |
| 3.2.2 分压曝气处理生活污水效果研究 |
| 3.2.3 分压曝气对污泥影响研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 分压曝气机理及节能减碳分析 |
| 4.1 分压曝气机理分析 |
| 4.2 分压曝气节能减碳分析及应用案例说明 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）压力强化臭氧氧化能力的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 常用化学氧化法及其研究现状 |
| 1.2.1 空气氧化法 |
| 1.2.2 氯氧化法 |
| 1.2.3 Fenton法 |
| 1.2.4 类Fenton法 |
| 1.3 臭氧氧化法 |
| 1.3.1 臭氧的物理性质 |
| 1.3.2 臭氧的化学性质 |
| 1.3.3 氧化机理 |
| 1.3.4 臭氧在水处理中的应用 |
| 1.4 水处理中的臭氧投加方式 |
| 1.5 课题的提出 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 曝气参数模拟优化 |
| 2.1 CFD及其国内外研究现状 |
| 2.2 数值模拟方法 |
| 2.2.1 基本控制方程 |
| 2.2.2 多相流模型 |
| 2.2.3 常用湍流模型 |
| 2.3 曝气效果影响因素分析及模拟方案确定 |
| 2.3.1 影响因素分析 |
| 2.3.2 模拟方案的确定 |
| 2.4 数值模拟 |
| 2.4.1 几何模型 |
| 2.4.2 网格划分 |
| 2.4.3 求解设置 |
| 2.4.4 结果与分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 臭氧加压氧化装置的研制与试验 |
| 3.1 理论基础 |
| 3.2 装置研制 |
| 3.2.1 装置要求 |
| 3.2.2 装置构成与工作原理 |
| 3.3 装置性能试验 |
| 3.3.1 实验内容 |
| 3.3.2 检测分析与使用仪器 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 压力对加压装置吸气能力与循环流量的影响 |
| 3.4.2 压力对气泡形态及溶解量的影响 |
| 3.4.3 压力对臭氧气体温度的影响 |
| 3.4.4 压力对气体臭氧浓度的影响 |
| 3.4.5 压力对水中臭氧溶解量的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 压力强化下臭氧氧化能力的验证试验 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 水质指标及检测方法 |
| 4.2.4 实验药品与仪器 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 压力对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.2 原水浓度的影响 |
| 4.3.3 初始臭氧浓度的影响 |
| 4.3.4 原水水温的影响 |
| 4.3.5 pH的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在问题与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 A~2O工艺概述3 |
| 1.3.2 A~2/O脱氮除磷原理 |
| 1.3.3 A~2/O处理效果的影响因素 |
| 1.3.4 A~2/O工艺的改进与优化 |
| 1.3.5 研究动态 |
| 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 试验材料及方法 |
| 2.1 试验工况设计 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设备 |
| 2.4 进水水质及污泥培养 |
| 2.4.1 进水水质 |
| 2.4.2 污泥培养 |
| 2.5 水质指标及检测方法 |
| 2.5.1 水质指标检测 |
| 2.5.2 污泥指标检测 |
| 2.6 微生物指标及检测方法 |
| 2.6.1 微生物指标检测 |
| 2.6.2 电镜扫描 |
| 2.7 统计与分析方法 |
| 第三章 高原环境因素作用下A~2/O工艺的运行特性研究 |
| 3.1 温度工况下的运行特性研究 |
| 3.1.1 TN去除率变化 |
| 3.1.2 COD去除率变化 |
| 3.1.3 TP去除率变化 |
| 3.1.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.2 DO工况下的运行特性研究 |
| 3.2.1 TN去除率变化 |
| 3.2.2 COD去除率变化 |
| 3.2.3 TP去除率变化 |
| 3.2.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.3 HRT工况下的运行特性研究 |
| 3.3.1 TN去除率变化 |
| 3.3.2 COD去除率变化 |
| 3.3.3 TP去除率变化 |
| 3.3.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.4 UV工况下的运行特性研究 |
| 3.4.1 TN去除率变化 |
| 3.4.2 COD去除率变化 |
| 3.4.3 TP去除率变化 |
| 3.4.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.5 本章小结 |
| 3.6 本章创新点 |
| 第四章 高原环境下活性污泥微生物特征分析 |
| 4.1 微生物物种注释与评估 |
| 4.1.1 操作分类单元(OTU)分析 |
| 4.1.2 Alpha多样性分析 |
| 4.2 Beta多样性分析 |
| 4.3 微生物群落结构的共现性 |
| 4.4 活性污泥微生物群落结构及丰度差异 |
| 4.4.1 活性污泥微生物群落结构及丰度工况间差异 |
| 4.4.2 活性污泥微生物群落结构及丰度工况内差异 |
| 4.4.3 活性污泥微生物群落结构及丰度反应器间差异 |
| 4.4.4 活性污泥微生物结构及丰度差异分析 |
| 4.5 活性污泥性能分析 |
| 4.5.1 活性污泥微生物特性分析 |
| 4.5.2 基于扫描电镜的活性污泥性状分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 4.7 本章创新点 |
| 第五章 活性污泥微生物优势种群的影响因素分析 |
| 5.1 微生物优势群落与进水水质的关系 |
| 5.2 微生物优势群落与工艺参数的关系 |
| 5.2.1 微生物优势群落与工艺参数的趋势对应分析 |
| 5.2.2 微生物结构与p H、污泥浓度的相关性 |
| 5.3 微生物优势群落与工况因子的关系 |
| 5.3.1 工况因子与微生物群落结构的关系 |
| 5.3.2 工况因子对反应器内微生物群落结构的影响 |
| 5.3.3 工况因子与微生物群落物种的相关性 |
| 5.4 微生物优势群落之间的相关性 |
| 5.4.1 门水平下的微生物优势群落之间的关系 |
| 5.4.2 属水平下的微生物优势群落之间的相关性 |
| 5.5 本章小结 |
| 5.6 本章创新点 |
| 第六章 高原环境因素下A~2/O系统脱氮除磷机理研究 |
| 6.1 微生物群落功能蛋白及其变化 |
| 6.2 活性污泥微生物群落代谢途径 |
| 6.3 活性污泥微生物群落中的酶系及丰度 |
| 6.4 微生物功能基因丰度 |
| 6.5 高原环境因素下A~2/O工艺物质代谢途径研究 |
| 6.5.1 碳代谢分析 |
| 6.5.2 氮代谢分析 |
| 6.5.3 磷代谢分析 |
| 6.6 高原环境因素下的脱氮除磷机理解析 |
| 6.7 本章小结 |
| 6.8 本章创新点 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
（4）基于FLUENT对气升式循环池的数值模拟及试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 气升式循环池工艺的基本概况 |
| 1.3 计算流体力学(CFD)简介及其在水处理中的应用 |
| 1.3.1 气液两相流模型在水处理中的应用 |
| 1.3.2 欧拉-PBM耦合模型的简介及其应用 |
| 1.3.3 CFD软件关于溶解氧分布的模型和应用 |
| 1.4 课题的主要内容 |
| 2 气升式循环池气液两相流模型及研究方法 |
| 2.1 气液两相流研究方法 |
| 2.1.1 多相流模型 |
| 2.1.2 PBM(population balance model)气泡群平衡模型 |
| 2.1.3 控制方程 |
| 2.1.4 湍流模型 |
| 2.1.5 气泡羽流理论 |
| 2.2 气升池网格划分及求解方法 |
| 2.2.1 边界条件和初始条件 |
| 2.2.2 求解方法和参数设置 |
| 2.2.3 网格无关性检验 |
| 2.3 气液两相流溶解氧输运数学模型 |
| 2.3.1 气液两相传质理论 |
| 2.3.2 溶解氧输运模型建立 |
| 2.4 活性污泥模型简介与应用 |
| 2.4.1 活性污泥模型简介 |
| 2.4.2 活性污泥模型与CFD技术的耦合应用 |
| 3 模型验证性试验 |
| 3.1 气泡尺寸分布模型验证选择 |
| 3.1.1 模型简介及网格划分 |
| 3.1.2 边界条件及结果分析 |
| 3.2 出口边界验证选择 |
| 3.2.1 实验仪器及方案 |
| 3.2.2 模拟条件设置 |
| 3.2.3 实验、模拟数据对比分析 |
| 3.3 气泡尺寸的测算 |
| 3.3.1 实验方法和数据处理 |
| 3.3.2 不同气量对气泡尺寸的影响 |
| 3.4 清水充氧实验及结果对比 |
| 3.4.1 实验仪器及方案 |
| 3.4.2 模拟依据及条件设置 |
| 3.4.3 实验、模拟数据对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 气升式循环池流场及两相传质影响因素分析 |
| 4.1 气升池气液两相流场评价指标及溶解氧分布 |
| 4.1.1 气含率分布 |
| 4.1.2 气相速度分布 |
| 4.1.3 液相速度分布 |
| 4.1.4 湍动能k分布 |
| 4.1.5 溶解氧分布 |
| 4.2 曝气速度对流场及氧传质效果的影响 |
| 4.2.1 曝气速度对气含率分布的影响 |
| 4.2.2 曝气速度对气相速度分布的影响 |
| 4.2.3 曝气速度对液相速度分布的影响 |
| 4.2.4 曝气速度对湍动能k分布的影响 |
| 4.2.5 曝气速度对溶解氧分布的影响 |
| 4.3 气泡尺寸对流场及氧传质效果的影响 |
| 4.3.1 气泡尺寸对气含率分布的影响 |
| 4.3.2 气泡尺寸对气相速度分布的影响 |
| 4.3.3 气泡尺寸对液相速度分布的影响 |
| 4.3.4 气泡尺寸对湍动能k分布的影响 |
| 4.3.5 气泡尺寸对溶解氧分布的影响 |
| 4.4 反应器结构对流场及氧传质效果的影响 |
| 4.4.1 反应器结构对气含率分布的影响 |
| 4.4.2 反应器结构对气相速度分布的影响 |
| 4.4.3 反应器结构对液相速度分布的影响 |
| 4.4.4 反应器结构对湍动能k分布的影响 |
| 4.4.5 反应器结构对溶解氧分布的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 气升式循环池与生化反应耦合模型的初步探究 |
| 5.1 模型简介及研究说明 |
| 5.1.1 ASM1模型简介 |
| 5.1.2 模型简化与假设 |
| 5.2 边界条件及初始条件 |
| 5.3 工艺参数对COD处理效果的影响 |
| 5.3.1 反应器内COD浓度随时间变化的结果 |
| 5.3.2 进气速度对COD处理效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 氧传质模型UDF及其释义 |
（5）基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 课题来源及研究意义 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 研究目的及意义 |
| 1.3 酿酒废水处理工艺现状 |
| 1.3.1 酿酒废水工艺选择原则 |
| 1.3.2 酿酒废水的处理工艺 |
| 1.4 MUCT工艺发展及研究现状 |
| 1.4.1 MUCT工艺的演变 |
| 1.4.2 基于MUCT工艺脱氮除磷理论 |
| 1.5 剑南春酒厂污水处理站现状概况 |
| 1.5.1 酿酒废水来源及特点 |
| 1.5.2 现存工艺及其问题 |
| 1.6 论文主要研究内容 |
| 1.6.1 MUCT装置的启动 |
| 1.6.2 MUCT全程硝化反硝化的工艺调试 |
| 1.6.3 MUCT短程硝化反硝化的工艺调试 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 试验方法与材料 |
| 2.1 试验试剂与设备 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验主要设备 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 MUCT工艺流程 |
| 2.2.2 试验装置图 |
| 2.3 试验用水水质 |
| 2.4 试验检测方法 |
| 2.4.1 水质参数 |
| 2.4.2 其他参数 |
| 2.5 接种污泥培养 |
| 2.6 试验方案设计 |
| 3 装置的启动 |
| 3.1 污泥培养与驯化 |
| 3.1.1 污泥特性变化 |
| 3.1.2 生物相诊断 |
| 3.2 启动期对污染物去除情况 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 NH_3-N去除效果 |
| 3.2.3 TN去除效果 |
| 3.2.4 TP去除效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 MUCT全程硝化反硝化的工艺调试 |
| 4.1 各回流比的确定 |
| 4.1.1 混合液回流比α的确定 |
| 4.1.2 硝化液回流比β的确定 |
| 4.1.3 回流污泥比γ的确定 |
| 4.2 停留时间对污染物去除的影响 |
| 4.2.1 HRT对 COD去除率的影响 |
| 4.2.2 HRT对氨氮去除率的影响 |
| 4.2.3 HRT对TN去除率的影响 |
| 4.2.4 HRT对TP去除率的影响 |
| 4.3 外加碳源对工艺的影响 |
| 4.3.1 碳源投加点对有机物去除的影响 |
| 4.3.2 C/N对氮磷去除的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 MUCT短程硝化反硝化的工艺调试 |
| 5.1 短程硝化期污泥浓度变化及调控措施 |
| 5.1.1 生物相诊断 |
| 5.1.2 污泥膨胀机理 |
| 5.1.3 解决措施 |
| 5.2 短程硝化反硝化期COD的去除 |
| 5.3 短程硝化反硝化的实现对脱氮的影响 |
| 5.3.1 短程反硝化适应期 |
| 5.3.2 短程反硝化调控期 |
| 5.3.3 短程反硝化稳定期 |
| 5.4 短程硝化反硝化的实现对除磷的影响 |
| 5.5 影响短程硝化实现的影响因素 |
| 5.6 工艺对比 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一.结论 |
| 二.展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）基于ASM模型的典型活性污泥工艺运行模拟与优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 活性污泥法典型工艺 |
| 1.3 活性污泥模型的发展 |
| 1.3.1 活性污泥静态模型 |
| 1.3.2 活性污泥动态模型 |
| 1.3.3 活性污泥模型的应用 |
| 1.4 .研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 研究创新点 |
| 第2章 污水厂进水组分测定分析 |
| 2.1 ASM2D模型进水组分简介 |
| 2.2 进水组分测定研究进展 |
| 2.3 进水组分的测定 |
| 2.3.1 实验原水 |
| 2.3.2 实验试剂和仪器 |
| 2.3.3 进水组分测定实验装置 |
| 2.3.4 易生物降解基质SS和慢速可降解基质XS的测定 |
| 2.3.5 发酵产物SA和易发酵产物SF的测定分析 |
| 2.3.6 惰性溶解性有机物SI的测定 |
| 2.3.7 惰性颗粒性有机物XI的测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 改良A~2O工艺模型的构建 |
| 3.1 污水厂全工艺基本情况 |
| 3.2 污水厂scada数据预处理 |
| 3.3 污水厂模型的搭建 |
| 3.3.1 MIKE WEST软件 |
| 3.3.2 污水厂模型搭建的流程 |
| 3.3.3 污水厂初次模拟结果 |
| 3.4 敏感性分析和参数估计 |
| 3.4.1 敏感性分析结果 |
| 3.4.2 模型校正及再次模拟结果 |
| 3.5 模型可信度验证 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 工艺运行主要影响因素分析 |
| 4.1 回流比对出水水质的影响 |
| 4.1.1 内回流比对出水水质的影响 |
| 4.1.2 外回流比对出水水质的影响 |
| 4.2 分段进水比例影响分析对出水水质的影响 |
| 4.2.1 三系列缺氧池进水比例对出水水质的影响 |
| 4.2.2 选择池进水比例对出水水质的影响 |
| 4.3 碳源投加对出水水质的影响 |
| 4.4 曝气DO浓度对出水水质的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 优化策略预案库的制定 |
| 5.1 优化策略预案库的优点和前景 |
| 5.2 优化策略预案库的进水工况制定 |
| 5.3 优化策略预案库的生成 |
| 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 |
| 附录 A发表论文和参加科研情况说明 |
| 论文 |
| 专利 |
| 参加科研情况 |
（7）重金属对A2N-IC系统影响及其机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水生物脱氮除磷技术国内外研究现状 |
| 1.2.1 生物脱氮理论 |
| 1.2.2 生物除磷理论 |
| 1.2.3 传统生物脱氮除磷工艺 |
| 1.2.4 传统生物脱氮除磷工艺的不足 |
| 1.2.5 反硝化聚磷理论 |
| 1.3 污水中磷回收技术的研究现状 |
| 1.3.1 混凝沉淀法 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.3.4 诱导结晶法 |
| 1.4 重金属对脱氮除磷效果的影响 |
| 1.4.1 重金属在污水中的分布 |
| 1.4.2 重金属对活性污泥法脱氮除磷的影响 |
| 1.4.3 重金属对诱导结晶过程的影响 |
| 1.5 课题的研究目的意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验装置与分析方法 |
| 2.1 试验装置及仪器 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.2 试验分析项目及检测方法 |
| 2.2.1 常规水质监测项目及方法 |
| 2.2.2 重金属浓度的测定方法 |
| 第三章 重金属对双污泥系统的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 污泥的驯化培养 |
| 3.2.1 硝化污泥的驯化方案及特性 |
| 3.2.2 反硝化聚磷污泥的驯化方案及特性 |
| 3.3 重金属短期冲击对双污泥系统处理效果的影响 |
| 3.3.1 Cd~(2+)短期冲击对出水NH_3-N、PO_4~(3-)-P、COD的影响 |
| 3.3.2 Cu~(2+)短期冲击对出水NH_3-N、PO_4~(3-)-P、COD的影响 |
| 3.3.3 Zn~(2+)短期冲击对出水NH_3-N、PO_4~(3-)-P、COD的影响 |
| 3.4 重金属长期冲击对双污泥系统处理效果的影响 |
| 3.4.1 Cd~(2+) 、Cu~(2+)、Zn~(2+)长期冲击对系统NH_3-N处理效果的影响 |
| 3.4.2 Cd~(2+) 、Cu~(2+)、Zn~(2+)长期冲击对系统PO_4~(3-)-P处理效果的影响 |
| 3.4.3 Cd~(2+) 、Cu~(2+)、Zn~(2+)长期冲击对系统COD处理效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 重金属对HAP诱导结晶磷回收的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Ca/P摩尔比对HAP结晶过程的影响 |
| 4.3 晶种投加量对HAP结晶过程的影响 |
| 4.4 pH值对HAP结晶过程的影响 |
| 4.5 重金属浓度对HAP结晶过程的影响 |
| 4.5.1 重金属浓度对HAP结晶过程中磷去除率的影响 |
| 4.5.2 重金属浓度对HAP结晶过程中重金属去除率的影响 |
| 4.5.3 混合重金属对磷去除率和重金属去除率的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 重金属对A_2N-IC系统的影响机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 重金属在HAP表面的吸附作用 |
| 5.2.1 HAP对 Cd~(2+)的吸附作用 |
| 5.2.2 HAP对 Cu~(2+)的吸附作用 |
| 5.2.3 HAP对 Zn~(2+)的吸附作用 |
| 5.2.4 HAP对混合重金离子的吸附作用 |
| 5.3 重金属与HAP的共沉淀作用 |
| 5.3.1 模拟Cd~(2+)参与HAP结晶反应的过程 |
| 5.3.2 模拟Cu~(2+)参与HAP结晶反应的过程 |
| 5.3.3 模拟Zn~(2+)参与HAP结晶反应的过程 |
| 5.3.4 模拟混合重金属同时参与HAP结晶反应的过程 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（8）高浓度溶氧水对SBR工艺处理生活污水的影响研究（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 城镇生活污水处理技术 |
| 1.2.1 活性污泥法 |
| 1.2.2 生物膜法 |
| 1.2.3 稳定塘 |
| 1.3 污水处理中的曝气技术 |
| 1.4 高浓度溶氧水曝气技术 |
| 1.4.1 高浓度溶氧水的定义 |
| 1.4.2 微纳米气泡特性 |
| 1.4.3 高浓度溶氧水制备方法 |
| 1.5 课题研究主要内容 |
| 第二章 国内外研究现状 |
| 2.1 微纳米气泡生成技术 |
| 2.2 微纳米气泡在水处理中的应用 |
| 2.3 微纳米气泡技术搭载臭氧的应用 |
| 2.4 微纳米气泡技术的其他应用 |
| 第三章 高浓度溶氧水制备原理及装置 |
| 3.1 试验原理 |
| 3.1.1 传质理论基本概念 |
| 3.1.2 菲克定律 |
| 3.1.3 气液传质模型—双膜理论 |
| 3.1.4 负氧离子 |
| 3.2 氧转移影响因素分析 |
| 3.2.1 污水水质 |
| 3.2.2 水温 |
| 3.2.3 氧分压 |
| 3.2.4 气泡大小 |
| 3.2.5 混合液的紊动程度 |
| 3.3 高浓度溶氧水制备装置 |
| 3.3.1 试验装置 |
| 3.3.2 自动控制系统 |
| 第四章 制备高浓度溶氧水的试验研究 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验仪器与设备 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.1.4 评价指标与测定方法 |
| 4.2 单因素试验设计 |
| 4.2.1 试验参数 |
| 4.2.2 检测方法 |
| 4.2.3 溶气罐混合压力与含氧量的关系 |
| 4.2.4 进水温度与含氧量的关系 |
| 4.3 气泡悬浮时间测量 |
| 4.4 高浓度溶氧水有效气液混合比 |
| 4.5 高浓度溶氧水稳定性分析 |
| 4.6 高浓度溶氧水含氧量比较 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 高浓度溶氧水对SBR工艺影响研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验装置 |
| 5.2.2 试验用水 |
| 5.2.3 试验分析仪器 |
| 5.2.4 试验分析方法 |
| 5.2.5 试验设计 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 水体中DO浓度变化 |
| 5.3.2 对有机物COD的去除 |
| 5.3.3 对氨氮的去除 |
| 5.3.4 对TP的去除 |
| 5.4 不同污泥浓度对去除率的影响 |
| 5.5 实际需氧量的计算 |
| 5.6 运行成本分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（9）A/O-MBR+蠕虫床组合工艺污水污泥处理性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景与意义 |
| 1.2 污泥与污泥处理处置概况 |
| 1.2.1 污泥的产生、性质及危害 |
| 1.2.2 我国污泥处理处置技术与现状 |
| 1.3 污泥原位减量技术研究现状 |
| 1.3.1 污泥原位减量概述 |
| 1.3.2 基于隐性生长的污泥原位减量技术 |
| 1.3.3 基于解偶联代谢的污泥原位减量技术 |
| 1.3.4 基于内源代谢的污泥原位减量技术 |
| 1.3.5 基于微生物强化的污泥原位减量技术 |
| 1.3.6 基于生物捕食的污泥原位减量技术 |
| 1.4 污泥生物捕食原位减量技术概况 |
| 1.4.1 主流生物捕食污泥减量技术 |
| 1.4.2 侧流生物捕食污泥减量技术 |
| 1.4.3 生物捕食技术耦合污水处理系统的研究现状 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验主要仪器及设备 |
| 2.2 实验装置与运行 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 系统运行 |
| 2.3 分析项目和检测方法 |
| 2.3.1 常规测试项目及分析方法 |
| 2.3.2 非常规测试项目及分析方法 |
| 第3章 A/O-MBR+蠕虫床组合工艺优化运行研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 温度对蠕虫的影响研究 |
| 3.2.1 温度对蠕虫生长曲线的影响研究 |
| 3.2.2 温度对蠕虫呼吸速率的影响研究 |
| 3.2.3 温度对污泥减量效果的影响研究 |
| 3.3 ASSR反应器优化运行研究 |
| 3.3.1 氧化还原电位参数优化研究 |
| 3.3.2 污泥停留时间参数优化研究 |
| 3.4 SSWR反应器优化运行研究 |
| 3.4.1 溶解氧浓度参数优化研究 |
| 3.4.2 污泥停留时间参数优化研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 A/O-MBR+蠕虫床系统运行效能分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 组合工艺污水处理效能分析 |
| 4.3 组合工艺污泥减量效果分析 |
| 4.4 组合工艺膜污染情况分析 |
| 4.5 组合工艺污泥特性影响分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 组合工艺污泥减量机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 蠕虫捕食作用引起的污泥减量 |
| 5.3 代谢解偶联作用引起的污泥减量 |
| 5.4 污泥衰减作用引起的污泥减量 |
| 5.5 微型动物群落结构变化引起的污泥减量 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 屠宰废水处理现状 |
| 1.1.1 国内屠宰业发展现状及屠宰废水污染现状 |
| 1.1.2 屠宰废水的来源 |
| 1.1.3 屠宰废水的特征 |
| 1.2 国内外屠宰废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 好氧生物处理 |
| 1.2.2 厌氧生物处理 |
| 1.3 水解酸化-生物膜活性污泥复合技术 |
| 1.3.1 水解酸化技术 |
| 1.3.2 生物膜-活性污泥复合技术 |
| 1.4 常用污水处理模拟软件及其研究进展 |
| 1.4.1 常用污水处理模拟软件及其研究进展 |
| 1.4.2 GPS-X技术特点及优势 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与方法 |
| 2.1.1 水质指标检测方法 |
| 2.1.2 生物膜量测定方法 |
| 2.2 小试实验用水水质 |
| 2.3 实验用填料特性 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 GPS-X模拟软件的使用 |
| 第3章 水解酸化-生物膜活性污泥复合系统处理屠宰废水小试研究 |
| 3.1 水解酸化工艺小试研究 |
| 3.1.1 摇瓶实验设计 |
| 3.1.2 水力停留时间和填料种类对水解酸化处理效果的影响 |
| 3.2 生物膜-活性污泥复合系统小试试验研究 |
| 3.2.1 IFAS反应器设计及进水参数 |
| 3.2.2 IFAS反应器的运行 |
| 3.2.3 溶解氧对IFAS反应器运行效果的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 基于GPS-X软件的模拟工艺运行情况研究 |
| 4.1 活性污泥法模拟 |
| 4.1.1 模型的构建 |
| 4.1.2 污水厂运行模拟 |
| 4.1.3 模型准确性验证 |
| 4.1.4 污水处理过程分析 |
| 4.2 水解酸化-IFAS工艺模拟 |
| 4.2.1 模型的构建 |
| 4.2.2 污水厂运行模拟研究 |
| 4.2.3 污水处理过程分析 |
| 4.2.4 污水处理影响因素模拟 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 屠宰废水系统改造及调试 |
| 5.1 改造前的废水处理工艺分析 |
| 5.1.1 废水来源及特点 |
| 5.1.2 原有工艺流程 |
| 5.1.3 原有工艺存在问题 |
| 5.2 污水处理改造项目方案设计 |
| 5.2.1 设计条件及范围 |
| 5.2.2 改造方案提出及工艺流程的设计 |
| 5.2.3 改造工艺综合说明 |
| 5.3 改造工程及工艺启动 |
| 5.3.1 改造工程 |
| 5.3.2 运行前期的参数调试及处理效果 |
| 5.3.3 工艺稳定运行期间的污染物去除效果 |
| 5.4 工程效益分析 |
| 5.4.1 环保效益分析 |
| 5.4.2 运行成本分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、影响曝气池中溶解氧测定的因素分析（论文参考文献）
- [1]污水处理厂曝气系统分压曝气特性研究[D]. 魏世勋. 扬州大学, 2021(02)
- [2]压力强化臭氧氧化能力的研究[D]. 王磊. 扬州大学, 2021(08)
- [3]西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究[D]. 宗永臣. 西藏大学, 2021
- [4]基于FLUENT对气升式循环池的数值模拟及试验研究[D]. 来有炜. 兰州交通大学, 2021(02)
- [5]基于MUCT工艺的酿酒废水脱氮除磷效能试验研究[D]. 冯强. 西华大学, 2021(02)
- [6]基于ASM模型的典型活性污泥工艺运行模拟与优化[D]. 彭玉. 重庆工商大学, 2020(12)
- [7]重金属对A2N-IC系统影响及其机制研究[D]. 董怡然. 东南大学, 2020
- [8]高浓度溶氧水对SBR工艺处理生活污水的影响研究[D]. 王梦. 中钢集团武汉安全环保研究院, 2020(04)
- [9]A/O-MBR+蠕虫床组合工艺污水污泥处理性能研究[D]. 涂航. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [10]水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行[D]. 刘阔. 哈尔滨工业大学, 2020(01)