一、曝气生物滤池的低温挂膜研究（论文文献综述）
曹曦[1]（2017）在《曝气生物滤池去除低温微污染水源水中氨氮的效能研究》文中研究指明目前我国作为一个饮用水资源极其匮乏的国家,对水资源,尤其是淡水资源的水质水量保护是刻不容缓亟待解决的一大问题。当前中的水环境污染严重,其中淡水资源污染的的一大污染物即为氨氮,其主要来源是农田排水中的肥料或是焦化废水等工业废水。而根据大量的水质监测可以看到目前我国国内的氨氮污染具有普遍性、特异性和季节差异性。普遍性即三种饮用水水源:河流型、湖库型和地下水型在全国范围内均有不同程度的污染;特异性即这种氨氮污染分地区和饮用水类型分别有不同的浓度阈值,而其季节差异性则表现在这些数量繁多的水源地基本上都在6、7月份高温期中氨氮浓度偏低,而在121月份低温期的污染较严重。目前我国绝大部分水厂采用的现行常规给水工艺:混凝沉淀过氯消毒对氨氮的去除率只有15%左右,而要在北方地区低温期35℃去除水中氨氮污染则更加困难。本文以低温期较长的松花江水为处理对象,以单层曝气生物滤池和沸石-悬浮填料双层曝气生物滤池对研究对象,解决低温下氨氮去除困难的问题为研究目标,系统的研究了单双层曝气生物滤池在各种不同的环境温度条件下对氨氮的去除特性、生物沸石对氨氮的吸附特性以及分析了填料上生长的的微生物在不同温度下的结构和生物多样性差异性等的不同。首先在单层曝气生物滤池启动时采用自然挂膜法。适当向水体投加氯化铵以保证硝化细菌生长所需氮源的充足。其中1号沸石填料选择68℃低温挂膜,2号沸石和3号陶粒为常温22℃挂膜。这三个单层BAF在10天内挂膜成功,且在常温期内氨氮去除率均在90%以上,其中2号BAF的去除率最高。随后降低环境温度至4℃,低温对单层BAF有较大的影响,其中1号反应器由于低温挂膜使得其在低温下仍能维持较高的生物硝化作用,加之沸石对氨氮的吸附和离子交换能力让其相对其他两个BAF对低温有较好的适应能力,即便这样1号在低温下的去除率也只有51.71%,且在低温下仍会发生亚硝酸氮积从而累影响氨氮去除率。单层BAF应对突然升高的氨氮浓度只能在短时间内缓冲氨氮负荷,随后可能发生沸石解吸附出现负去除的现象。进而研究沸石-悬浮填料双层曝气生物滤池低温下对氨氮的去除能力,挂膜采用低温下人工接种挂膜法与自然挂膜法相结合,启动6天后去除率达到60%,平均去除率为61.30%。而二次启动后由于微生物休眠和填料上生物膜覆盖过厚导致去除率大幅下降,对此采用两点进气和进水进行扫洗,去除老旧生物膜,随后进行菌液闷曝回流增加生物量,低温4℃下运行22天后可见明显去除率上升,可达77%左右,出水氨氮浓度在0.5mg/L以下满足用水标准。可见双层曝气生物滤池比单层具有更好的低温氨氮去除效能,且硝化作用随运行时间变长而增强。为进一步研究沸石吸附在曝气生物滤池中对氨氮去除效果的作用,对改性前后、挂膜前后的沸石进行5℃、25℃下的吸附容量试验;同时洗脱菌液进行氨氮浓度、环境温度影响实验。改性后的沸石无论在常温或低温环境下对氨氮的吸附容量均大于改性前的。不考虑生物硝化作用的前提下覆盖的生物膜会影响氨氮吸附,导致其吸附容量下降,但低温下生物膜中的微生物对水源水中的氨氮去除大有帮助,因此在低温条件下的曝气生物滤池中,生物沸石可以达到良好的去除效果。低温5℃下,氨氮初始浓度为4mg/L时的氨氮去除率最高;而在4mg/L的进水浓度下,其他条件不变,温度是影响整个硝化反应进程及速度的因素。在525℃区间范围内,随温度升高,生物活性越强,降解水中氨氮的完全程度越高。此时,温度已不再成为限制氨氮去除率的因素。分析单双层BAF不同阶段的多样性统计指数和差异性可以发现长期的低温驯化会使群落发生菌种淘汰和分化。横向对比来看,随着运行时间越长,微生物的多样性和丰度都在增加,说明运行时间越长,生物填料系统的稳定性越高。分析单双层BAF的群落组成,有两种共有的硝化功能菌,分别是Nitrospira以及CandidatusNitrotoga。可以有根据的推测Nitrospira（硝化螺菌属）和CandidatusNitrotoga这两种硝化菌可以在低温环境下维持其氨氧化能力。而从双层曝气生物滤池进行闷曝前后的生物群落组成可以看出,闷曝后的微生物膜结构组成中,上下层的功能菌Nitrospira（硝化螺菌属）的相对丰度都要高于闷曝前的,结合闷曝后的氨氮去除效果来看:菌液闷曝对低温环境下曝气生物滤池的快速启动有着重要的研究意义和工程应用价值。
李文文,李金城,施钦,沈雨樨,莫德清,彭世聪,温富宁,孙立群[2]（2014）在《接种-连续进水低温启动曝气生物滤池试验》文中研究说明在水温为515℃及气水比为7∶1条件下,采用接种-连续进水法对处理乡镇污水的曝气生物滤池进行挂膜启动。研究水力停留时间依次为20、10、7 h时,COD、TOC、NH3-N、TP的去除效果的变化。结果表明:经过33 d连续进水,在温度为510℃、水力停留时间7 h、气水比7∶1条件下,BAF对COD和NH3-N的去除率分别稳定在55%和30%,此时确定BAF挂膜启动完成。本试验避免了低温启动曝气生物滤池过程中因加温而增加能耗,为低温挂膜启动曝气生物滤池提供快速、节能的操作依据。
王振[3]（2014）在《曝气生物滤池中亚硝酸型生物脱氮的试验研究》文中提出水体污染是我国面临的重要环境问题。近年来，随着经济的发展与人们对污水处理要求不断提高之间矛盾日益加剧,使得人们对开发出一种能耗低、脱氮效果好的新型污水处理工艺的愿望更加迫切。本文采用两级曝气生物滤池+厌氧生物滤池的组合工艺处理模拟低C/N的工业废水，试验过程中通过控制运行参数来完成短程硝化过程和自养反硝化过程，并在此基础上考察了运行参数对硝化和反硝化脱氮效果的影响，运用PCR-DGGE技术初步分析系统内微生物群落多样性，探讨组合反应器内的脱氮机理，主要研究成果归纳如下：（1）采用复合挂膜法，经过富集驯化、闷曝挂膜、连续流进水三个阶段成功启动了BAF C柱和BAF N柱，通过扫描电镜SEM分析和NH4+-N吸附动力学试验，结果发现陶粒和天然沸石挂膜效果良好且表面附着不同形态的生物膜，天然沸石在挂膜前后对NH4+-N的吸附能力都要强于陶粒。（2）曝气生物滤池在停运一个月后重新恢复启动，试验发现BAF C柱恢复起来比较容易；BAF N柱恢复启动时间稍长，需要大约半个月，并且亚硝化效果不佳，恢复启动大约40d后，出水NO3--N浓度仍偏高，NO2--N积累率仅为10.3%。分析原因是异养菌恢复繁殖能力较强，碳化系统恢复起来比较容易；而硝酸细菌的恢复能力要强于亚硝酸菌，亚硝化系统恢复较困难，易受环境改变的影响。（3）试验发现温度是影响短程硝化的主要因素，它要强于DO和pH，水温在6～10℃和≥22℃时能够实现NO2--N的积累；DO和pH是影响短程硝化的重要因素，水温6～10℃时，BAF N柱最佳DO浓度范围为2.43～4.75mg/L；水温25～26.8℃时，最佳进水pH为7～9，FA、FNA对NOB具有联合抑制作用会导致NO2--N的积累；适当的反冲洗有利于NO2--N的积累，当反冲洗气冲强度为5.31L/（m2·s），水冲强度为0.88L/（m2·s）时，反冲洗10h后，NH4+-N总去除率提高到80%，17h后NO2--N积累率最大为82.5%，明显高于反冲洗前的74.5%。（4）运用间歇进水和连续流进水联合培养方式，在温度为25～35℃的条件下，总共运行90d，成功启动厌氧氨氧化反应器；分别探讨出影响厌氧氨氧化脱氮效率的最佳进水pH、TN容积负荷和基质配比：pH为7.5～9.0时，NO2--N平均去除率达到61.7%；TN容积负荷在0.19～1.23kg TN/（m3·d），反应器TN平均去除率在51%左右，NO2--N平均去除率达到61%；NH4+-N：NO2--N：NO3--N=1:1.3:0.4时，NO2--N和TN去除率最高，分别为62.2%和54%。（5）通过光学显微镜对生物膜微生物相进行观察发现，BAF C柱和BAF N柱中原生动物和后生动物种类繁多，沿水流方向从上到下，分布种类迥异，其中硝酸菌、亚硝酸菌和异养菌的生物量和生物活性各不相同。（6）运用PCR-DGGE技术对BAF C柱、BAF N柱和厌氧生物滤池中细菌多样性变化进行分析，根据DGGE图谱显示三个反应器内不同位置存在的特征条带，分析得出三个反应器内微生物优势菌种迥异，其中BAF C柱沿水流方向从下往上，DGGE图谱中条带数和种群多样性指数H逐渐减少，异养菌受水力条件的冲击影响较大；BAF N柱并未出现类似现象，说明硝化细菌种群数量受水力条件的冲击影响较小；厌氧生物滤池中细菌种群多样性分析结果最低，说明厌氧菌在此滤池中逐渐表现出专一性。
邓睿[4]（2013）在《制药废水深度处理研究》文中进行了进一步梳理制药废水是目前主要的工业废水之一，属于高浓度难降解的有机废水，以其有毒、有害、难降解等特点受到广泛关注。近年来，一方面随着制药科学技术的不断进步，大量新药被研发生产的同时大量复杂的有机化合物被排放至制药废水中，使制药废水的成分日益复杂，处理难度越来越大；另一方面人们对保护生态环境，减少污染的呼声越来越高，国家对于工业节能减排的工作也在不断推进，制药企业的废水排放标准不断提高，当前以生化处理为主的制药废水处理工艺已不能满足排放标准。研究一套实用高效,能确保制药废水达标排放的深度处理工艺迫在眉睫。本研究以广东省珠海市某大型制药企业为研究对象。该企业原有一套曝气生物滤池（BAF）系统对经“预处理—厌氧—好氧”常规生化处理的出水作深度处理，但由于自身条件限制和排放标准的提高，原有深度处理工艺出水未能达标。本研究在充分调查、研究国内外各种制药废水深度处理技术的基础上，提出使用“Fenton高级化学氧化-曝气生物滤池”组合工艺对其进行深度处理。通过实验室实验验证，考察了不同影响因素对制药废水降解处理效果的影响。在最佳反应条件下，最终出水的COD去除率大于75%，色度去除率大于90%。工艺运行费约用3.21元/t，低于一般高级氧化处理工艺。通过GC-MS、HPLC等分析技术对废水中的主要成分进行了测定，在进、出水中分别检出21种和12种有机污染物。其中具有苯环和杂环结构的噻唑类、苯胺类等反应中间体是主要的难生物降解有机物。本研究选取较有代表性的邻苯二甲酸作为特征污染物，实验证明其在与实际制药废水相似的Fenton氧化条件下可被有效降解，保证工艺的顺利运行。根据实验结论确定实际污水深度处理改造项目具体工艺流程为“CASS生化出水—Fenton反应塔—Fenton反应池—Fenton沉淀池—Fenton中间池—曝气生物滤池（BAF）—清水池—达标排放”。系统运行费用约为5.48元/m3。该工程每年将可实现300吨以上的污染物COD减排，对当地生态环境保护和社会发展具有明显效益。
田兆龙[5]（2013）在《间歇式曝气生物滤池对焚烧垃圾渗滤液深度脱氮的研究》文中研究指明本文以广东省某焚烧垃圾发电厂渗滤液为研究对象，针对Fenton—BAF技术对焚烧垃圾渗滤液深度处理阶段脱氮效果较差、出水水质不稳定的问题，开发出了间歇式曝气生物滤池（IABF），将传统曝气生物滤池的连续曝气连续进水改为间歇曝气间歇进水。通过曝气与停曝的交替循环，使整个反应器中轮流出现好氧、缺氧和厌氧的环境，使得硝化和反硝化在同一个反应器中实现，达到提高总氮去除率的目的。随后，本文还进行了Fenton-IABF-Fenon-BAF的组合工艺中试研究。通过两级化学氧化结合生物处理的方法，确保出水水质的稳定达标。对于间隙式曝气生物滤池深度处理垃圾渗滤液，采用闷曝、小流量逐渐增加负荷连续进水和添加碳源菌种间歇曝气3阶段挂膜法，可以使得反应器正常启动，总挂膜时间为17天，挂膜时间较自然挂膜法更短。间歇式曝气生物滤池的处理效果受到运行工况、曝气停曝时间比、间歇循环周期、水力停留时间、碳氮比和气水比等因素的影响。采用曝气阶段停止进水，停曝阶段加倍进水的运行方式，可以使得曝气阶段反应器内的有机负荷降低，减少硝化细菌对溶解氧和生存要素的竞争。另一方面，间歇式的进出水方式可以使得停曝期间反应器内的碳源得到补充，促使反硝化细菌更加高效地进行反硝化反应，使得反应器取得更好的脱氮效果。在本实验条件下，间歇式曝气生物滤池的最佳运行参数为曝气停曝时间比为1:1，运行周期为1h，水力停留时间为8h，COD/TN为4:1，气水比为5:1。在上述运行参数下，焚烧垃圾渗滤液的深度处理具有十分理想的脱氮效果，在平均进水TN为154.61mg/L，NH4+-N为59.68mg/L的情况下，平均出水TN可达到19.39mg/L，NH4+-N为9.48mg/L。TN的平均去除率为87.5%，NH4+-N的平均去除率为84.1%。另外，间歇曝气生物滤池的生物脱氮作用以常规的硝化反硝化反应为主，溶解氧在短时间内变化较大。在Fenton-IABF-Fenton-BAF的组合工艺中，Fenton试剂对焚烧垃圾渗滤液生化出水COD去除的最佳反应参数为：m（H2O2）:m（COD）=1.5，n(Fe2+):n（H2O2）=1，初始pH=4。Fenton试剂的多次投加可以提高Fenton降解有机废水的效率。采用一级Fenton-IABF-两级Fenton-BAF联用的组合工艺，两级Fenton的投药量之比为3:1时，COD去除率最高。焚烧垃圾渗滤液深度处理组合工艺在经过启动挂膜之后稳定运行，对焚烧垃圾渗滤液生化出水有很好的处理效果。在进水COD为430760mg/L、进水氨氮5080mg/L和进水总氮140180mg/L的条件下，深度处理系统对COD、氨氮和总氮的去除率分别为85%、93%和87%左右，系统出水稳定达到GB16889-2008的表二标准。
陈转琴[6]（2012）在《BAF深度处理二级城市污水处理厂出水的应用研究》文中指出本论文以日处理为10000m3/d的深度处理水厂为研究对象，进行了曝气生物滤池（Biological Aerated Filter,BAF）工艺深度处理二级城市污水处理厂出水的实验研究。通过监测进出水的CODCr、BOD5、SS、水温、氨氮、总氮、总磷、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮等水质指标，得出实际运行BAF工艺深度处理二级城市污水处理厂的处理效果，进行了挂膜研究，并研究了温度、进水水质、负荷等因素对处理效果的影响，最后提出BAF工艺在实际运行中存在的问题及解决对策。研究结果如下：（1）曝气生物滤池工艺选择自然挂膜法，经过16d左右挂膜基本完成，并得出CODCr与氨氮的去除率不宜作为判断挂膜完成的标志。（2）BAF工艺对CODCr的平均去除率为16.6%，达不到出水标准，这是由水温、水力负荷、进水水质、容积负荷等因素造成。（3）随着有机负荷的增加BOD5的去除率不断提高至86.9%，可知BAF工艺承受负荷能力较强；对可生化性进水，BOD5浓度大小与BOD5的去除率保持相同的增长趋势，说明生物膜对BOD5去除效果较好。（4）水温在20℃以上时氨氮去除率均值为50.5%，去除效果较好；生物膜表面低浓度溶解氧及氨对亚硝酸盐氮的氧化会产生抑制作用，造成亚硝酸盐氮的累积；本次研究的BAF工艺对总氮、总磷的去除率很低，分别为5.5%、1.8%。（5）水温、水力负荷等对SS的去除不产生大的影响，而进水水质对SS去除率影响较大。
陈一辉[7]（2012）在《跌水曝气生物滤池处理小城镇污水试验研究》文中研究表明随着城镇化的发展和人民生活水平的提高，小城镇的水环境问题变得日益突出。污水量日益增加，巨大的污水处理压力及相对城市较落后的经济发展状况，亟需水环境保护工作者开发出适宜于我国小城镇的污水处理工艺技术。本文在充分调研了三峡库区小城镇污水特征及污水处理现状的基础上，结合三峡库区小城镇地形高差大这一特点，对传统塔式生物滤池进行了改造，将自然跌水曝气技术运用到生物滤池内，目的是寻找一种能够充分利用天然地形高差、投资省、运行费用低和管理较为简便的小城镇污水处理技术。本文分别对跌水曝气充氧、跌水曝气生物滤池启动、水力停留时间和容积负荷对跌水曝气生物滤池处理效果的影响以及跌水曝气生物滤池水质沿程去除特性等进行了研究，试验研究结果表明：①当跌水流量Q为0.03m3/h～0.07m3/h时，跌水曝气氧总转移系数KL.a（20）随着跌水流量的增加而增大，增加跌水流量可以有效地提高跌水曝气充氧效果。当填充率D在0%～45%范围内时，氧总转移系数KL.a（20）随着填料的填充率增加而增大，填充率为45%时，KL.a（20）达到最大值0.0716/min。而在45%～75%范围内，氧总转移系数KL.a（20）随着填料填充率的增加而呈现出迅速减小趋势。对比分析穿孔管式出水堰板与锯齿式出水堰板跌水充氧效果后，发现穿孔管式出水堰板跌水充氧效果较好。②当跌水宽度B=580mm，跌水高度H=700mm，跌水深度L=266mm，0.03m3/h≤跌水流量Q≤0.07m3/h，0≤填料填充率D≤0.75时，可推导出氧总转移系数KL.a（20）的经验计算公式如下：KL.a （20）（Q, D）=636.2182（D2-0.6804D-0.4563）.（Q2-0.0364Q+0.00008）③随着挂膜时间的增加，跌水曝气生物滤池出水pH值低于进水pH，进出水pH之差由小到大，逐步达到稳定。在当地水质监测条件较差的情况下，可以利用pH值和CODcr去除率降低并最终稳定作为滤池挂膜成功的简易判断标准。悬浮球形填料的挂膜启动时间较陶粒填料短，水质处理效果优于陶粒填料。④跌水曝气生物滤池的处理效果受水力停留时间、容积负荷的影响，各污染物的去除效果随着水力停留时间的缩短或污染物容积负荷的增加而降低。在水力停留时间为7.8h时，跌水曝气生物滤池处理效果较为理想，出水CODcr、NH3-N、TN、TP、SS分别为70.0mg/L、39.0mg/L、63.4mg/L、3.6mg/L、25.6mg/L，CODcr、SS出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）二级排放标准，其余指标达到三级排放标准。跌水曝气生物滤池同一滤料层对污染物的去除率分别随着污染物容积负荷的增加而降低。同一工况下，滤池不同滤料层对污染物的去除率存在一定的差异。各滤料层对NH3-N、TN的去除率呈逐层升高的趋势，而对CODcr、TP的去除率呈逐层下降的趋势。滤池对CODcr、TP的去除主要发生在滤池的第一滤料层、第二滤料层、第三滤料层，而对NH3-N、TN的去除则主要发生在滤池的第三滤料层、第四滤料层、第五滤料层。⑤跌水曝气生物滤池可用于小城镇污水处理，尤其对于山地小城镇污水处理，该技术具有独特的优势。
郑萌路[8]（2012）在《活化沸石曝气生物滤池预处理微污染原水的试验研究》文中研究表明目前,我国源水污染日益严重,有机物污染、含氮化合物污染,及由此引发的水源藻类污染和其有毒副产物污染等,引起各界的广泛关注。本文以活化沸石作为曝气生物滤池的填料,以杭州市某微污染原水为研究对象,考察了 AZBAF的启动运行特性,低温下稳定运行性能,及常温下对藻类及藻毒素（MC）降解效果及机制。活化沸石独特的内部微孔结构及较大的比表面积较适合微生物的生长繁殖,且动力学性能优于天然沸石,适宜做本研究的滤料。借助沸石的吸附作用,AZBAF通过自然挂膜的方式实现快速启动,23d后,硝化菌和异养菌生物膜趋于成熟。低温下,CODmn的降解对水力负荷的变化较敏感,而气水比增加无助于污染物进一步去除。同时,活化沸石滤料良好的离子交换能力及表面特性保证在低温下仍具有良好的氨氮吸附及硝化性能,表现出较好抗冲击负荷能力,而气水比也不是氨氮生物氧化的限制因素。在水力负荷0.8 m3/（m2·h）、气水比1:1最佳工艺条件下,AZBAF对CODMn、NH3-N和Chl-a的平均去除率分别为47.1%、91.9%和42.4%。通过对滤池内沿程生物量和生物活性分析,发现相较于常温下,生物量和生物活性均出现明显下降,但滤池内相对充足的生物量和部分能适应低温环境的微生物,可抵消了部分低水温较低带来的负面影响,使系统仍表现出较好的处理效果。反冲洗后滤池内生物量减少,生物活性提高,在3h后即可恢复正常运行。研究结果表明,原水中TMC浓度在0.39-0.97ug/L范围波动,并呈现以亮氨酸为主的微污染特点,而EMC约占TMC的7.7%-18.5%。在滤速0.8m/h、气水比1:1的工况下,AZBAF对藻类及藻毒素具有良好的去除效果,亮氨酸的降解效果优于精氨酸,Chl-a、TMC-RR、TMC-LR、EMC-RR、EMC-LR 的平均去除率分别为 74.4%、51.6%、58.8%、53.5%和62.1%。HRT对藻类去除的影响较大,进水CODMn的升高反而有利于MC的去除,而藻浓度对MC去除的影响甚微。
高建文[9]（2012）在《生物滤池—生态砾石床联用处理硝酸盐微污染地表水研究》文中指出近年来,我国的重点湖库富营养化问题依然非常严重,几大主要的城市内湖基本都处于富营养化状态,如杭州西湖、昆明滇池等。大型湖泊目前主要的治理措施包括流域截污纳管、底泥疏浚、渔业调控、湖滨湿地恢复及引水工程等。其中引水工程主要是指从外部引入大量清洁水作为补充水源,从而改善湖泊的水体状况,目前引水工程已经成为一种重要的水质保持手段,在工程实践中得到了越来越多的应用。但是引水水源往往也会受到流域面源的污染,普遍存在硝酸盐氮含量偏高的问题,这是我国湖泊治理引水方案中存在的一个共性问题,亟待开展针对性的科学研究。本研究围绕硝酸盐微污染引水的治理,采用生物滤池-生态砾石床联用工艺和外加乙醇作为有机碳源的方式进行了一系列反硝化效能试验。发现在C/N（CODcr/NO3--N）=6:1,水力负荷为2m3/（m2·h）,水温为16℃的条件下,采用接种挂膜方式,历时约16天NO3--N的去除率就达到80%以上。C/N对于生物滤池-生态砾石床工艺反硝化运行是一个重要的参数,研究结果表明,在水力负荷为4m3/（m2·h）,水温为2025℃,C/N为6:1的条件下,在生物滤池-生态砾石床中,NO3--N去除率不足60%,出水NO2--N积累量达到0.29mg/L,系统内的有机碳源不足。当C/N提高到8:1时NO3--N平均去除率在77.7%左右,生物滤池出水中NO2--N平均浓度为0.18mg/L,生态砾石床出水NO2--N平均浓度在0.10mg/L左右,可见此时碳源仍然是反应器反硝化的限制条件。当C/N为10:1时,生物滤池-生态砾石床中硝酸盐氮去除率都达到90%以上,整个反应器出水NO2--N浓度在0.05mg/L以下,并且出水CODcr与进水相近,碳源的加入并未引入碳污染。因此为了在反硝化过程中取得较好的NO3--N去除率和降低NO2--N的积累,以乙醇作为外加碳源应使C/N约为10。对于210℃的低温条件下,生物滤池-生态砾石床反硝化脱氮效能受到严重抑制,在水温1317℃范围内,可以实现60%的NO3--N的去除率。当温度升至20℃的条件下,生物滤池-生态砾石床中,NO3--N去除率高于90%,出水NO2--N积累量低于0.05mg/L,温度不再是反应器脱氮效能的影响因素。在水温为2025?C,进水负荷在8m3/（m2·h）以下时,生物滤池-生态砾石床对NO3--N的去除率均能达到90%以上,当水力负荷增加到10m3/（m2·h）时,生物滤池-生态砾石床对硝酸盐氮的去除率下降到67%左右,出水亚硝酸盐氮积累达到0.12mg/L,经过核算,反应器在水力负荷8m3/（m2·h）达到了最大脱氮能力。反应器单位时间内水头损失随着温度的增加而增加,反冲洗频率随着温度的增加而逐渐频繁,水温在25℃以上时,反冲洗频率基本上为2天一次,本试验采用气水联合三段反冲洗的方式,实施反冲洗后,系统的反硝化效能大约经过90min内可以恢复到反冲洗前的水平。反应器在停运30天后,在未投加菌种的情况下,反应器可在重新启动14天后达到稳定状态,反硝化性能良好。此外,在碳源充足条件下对脱氮生物滤池进行了基于Monod方程的反硝化动力学模拟,模拟值与实测值具有良好的吻合度。
李豪[10]（2011）在《一体化臭氧—曝气生物滤池系统处理酸性玫瑰红废水的研究》文中进行了进一步梳理酸性玫瑰红B是难生物降解的有机染料之一,长期存在对周围环境有很大的危害,而依靠传统生化处理法很难达到理想的处理效果,并且费用高,操作难度大。对难生物降解废水的处理,采用臭氧-曝气生物滤池技术,利用臭氧氧化提高其可生化性,再用曝气生物滤池的高效生化处理是一种切实可行的方法。目前,在采用臭氧-生化的工艺中,国内外报导的都是在两个反应器中实现臭氧氧化和生化,或者在一个反应器分为内部筒体和外部筒体两个系统进行臭氧氧化和生化（其实质相当于两个反应器）,但是在一个反应系统中既实现臭氧氧化又实现曝气生物滤池生物降解,这方面的研究鲜有报道。本论文主要研究一体化臭氧-曝气生物滤池系统内污染物的降解机理及微量臭氧条件下曝气生物滤池内部微观的生物相问题,同时与常规的独立分开的臭氧氧化,曝气生物滤池生化组合工艺进行对比。本论文对一体化系统和分离式系统在处理酸性玫瑰红废水效果上进行定量的比较,研究发现：一体化臭氧-曝气生物滤池工艺对含酸性玫瑰红模拟废水的色度和COD去除效果好,当臭氧投加量58.4 mg/L,停留时间为4 h,气水比为4：1的条件下,脱色率可达92%,CODcr去除率达60%。同样条件下,分离式反应器对模拟废水脱色率达84.1%,CODcr去除率只有36.67%。在含酸性玫瑰红模拟废水色度和CODcr去除效果、处理成本、基建成本等方面,一体化臭氧-曝气生物滤池工艺要优于分离式臭氧-曝气生物滤池工艺。一体化臭氧-曝气生物滤池系统工艺简单,占地面积少,运行成本低,同时臭氧氧化为曝气生物滤池生化提供氧源,节省曝气量,曝气生物滤池的载体为臭氧氧化提供催化的载体,工程上一个反应器可以节省投资和运行费用,具有较强的工程实用性。臭氧氧化水中有机物的动力学分析认为,随着初始染料浓度的增加,反应速率常数降低,随着反应初始pH的升高,反应速率常数也降低,在酸性条件下,臭氧氧化酸性玫瑰红的反应速率高于碱性条件,这是由于酸性玫瑰红具有的特殊基团结构决定的。本论文建立了基于有机物浓度和反应器高度两参数的降解动力学模型,假定一体化臭氧-曝气生物滤池为理想的推流式反应器,可推导出其有机物去除动力学模型为Se=Soexp（mh）,不同进水流量下的动力学模型为S=Soexp（-4.86Q-13157h）,不同臭氧浓度下的有机物去除动力学模型为S=S0 exp[（-2.21×10-4c2-0.0228c）h],上述模型对于温度和pH值稳定的水质有一定的参考意义。一体化和分离式系统的生物量受营养基质浓度的影响较大。在有机物浓度高的进水端生物量较大,而出水端附近生物量较少,通过对一体化和分离式系统曝气生物滤池柱中生物量和生物活性的比较发现,一体化系统其生物量和生物活性要高于分离式系统,进一步验证了一体化系统处理效果要优于分离式系统的结论。
二、曝气生物滤池的低温挂膜研究（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、曝气生物滤池的低温挂膜研究（论文提纲范文）
（1）曝气生物滤池去除低温微污染水源水中氨氮的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国淡水氨氮污染特性及控制现状 |
| 1.2 水体中存在氨氮污染的危害 |
| 1.2.1 水体富营养化 |
| 1.2.2 作为饮用水水源可能出现的安全问题 |
| 1.3 现行处理饮用水中氨氮的方法 |
| 1.3.1 折点加氯法 |
| 1.3.2 膜处理 |
| 1.3.3 生物接触氧化 |
| 1.3.4 国内外对低温氨氮污染的研究现状 |
| 1.4 课题来源、目标及研究意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题目标 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 1.5 课题主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的主要研究内容 |
| 1.5.2 可行性分析 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验水质 |
| 2.2 实验药品和设备 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验水样和药品制备 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.3 实验装置设计及参数设定 |
| 2.3.1 单层BAF设计及参数设定 |
| 2.3.2 双层BAF设计及参数设定 |
| 2.3.3 冷却水箱设计及参数设定 |
| 2.4 各装置填料装填参数 |
| 2.4.1 不同填料BET分析 |
| 2.4.2 不同填料挂膜前后宏观表面结构分析 |
| 2.4.3 不同填料挂膜前外观形态分析 |
| 2.5 检测方法 |
| 2.5.1 常规水质指标检测方法 |
| 第3章 曝气生物滤池沸石性能研究及优化 |
| 3.1 沸石及改性沸石的研究 |
| 3.1.1 天然沸石的结构 |
| 3.1.2 沸石改性理论 |
| 3.1.3 沸石改性方法 |
| 3.2 沸石吸附容量实验 |
| 3.2.1 常温下改性前后沸石吸附容量及吸附曲线对比 |
| 3.2.2 低温下改性前后沸石吸附容量及吸附曲线对比 |
| 3.2.3 常温下挂膜前后沸石吸附容量及吸附曲线对比 |
| 3.2.4 低温 5℃对挂膜前后沸石吸附容量的影响及吸附曲线对比 |
| 3.3 曝气生物滤池的运行参数优化 |
| 3.3.1 氨氮浓度影响实验 |
| 3.3.2 环境温度影响实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 单双层曝气生物滤池处理氨氮微污染水源水的性能评价 |
| 4.1 首次启动挂膜初期单层曝气生物滤池去除氨氮能力评价 |
| 4.1.1 启动方式选择 |
| 4.1.2 反应器启动挂膜初期分析 |
| 4.1.3 挂膜后填料及其表面生物膜微观形态结构分析 |
| 4.2 转入低温期后三种单层曝气生物滤池对氨氮去除的效能分析 |
| 4.3 二次启动对单层曝气生物滤池去除氨氮效能的影响 |
| 4.4 低温条件下氨氮冲击负荷对单层BAF去除氨氮效能的影响 |
| 4.5 沸石-悬浮填料双层曝气生物滤池对氨氮的去除能力评价 |
| 4.5.1 双层BAF挂膜启动方式 |
| 4.5.2 单双层BAF低温条件下三氮处理能力比较 |
| 4.5.3 低温条件下提高氨氮负荷对氨氮去除能力的影响 |
| 4.5.4 低温下对双层BAF进行菌液回流对除氨能力的影响 |
| 4.6 曝气生物滤池氨氮去除的机制分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 单双层曝气生物滤池中生物膜的微生物特性研究 |
| 5.1 单层曝气生物滤池的生物膜群落演替及多样性 |
| 5.1.1 高通量测序稀释曲线分析 |
| 5.1.2 单层BAF系统内微生物多样性指数统计 |
| 5.1.3 单层BAF系统内微生物群落的差异性 |
| 5.1.4 单层BAF系统内生物膜组成结构 |
| 5.2 双层曝气生物滤池的生物膜演替及多样性 |
| 5.2.1 高通量测序稀释曲线分析 |
| 5.2.2 双层BAF系统内微生物多样性指数统计 |
| 5.2.3 双层BAF系统内微生物群落的差异性 |
| 5.2.4 双层BAF系统内生物膜组成结构分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附图1 |
| 附图2 |
（2）接种-连续进水低温启动曝气生物滤池试验（论文提纲范文）
| 1 试验装置及方法 |
| 1.1 试验装置 |
| 1.2 污泥及污水 |
| 1.3 挂膜启动方法 |
| 2 结果及分析 |
| 2.1 启动期间COD去除效果的变化 |
| 2.2 启动期间TOC去除效果的变化 |
| 2.3 启动期间NH3-N去除效果的变化 |
| 2.4 启动期间SS去除效果的变化 |
| 2.5 启动期间TP去除效果的变化 |
| 3 结论 |
（3）曝气生物滤池中亚硝酸型生物脱氮的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氮素对水环境的危害 |
| 1.2 生物脱氮技术研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮原理及工艺 |
| 1.2.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 曝气生物滤池国内外研究现状 |
| 1.3.1 曝气生物滤池的起源及应用 |
| 1.3.2 曝气生物滤池的工作原理 |
| 1.3.3 曝气生物滤池的研究进展 |
| 1.4 研究目标和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验用水 |
| 2.3 滤料性能 |
| 2.4 试验仪器及试剂 |
| 2.5 水质指标分析方法 |
| 2.6 生物指标分析 |
| 2.6.1 扫描电镜分析 |
| 2.6.2 光学显微镜生物相分析 |
| 2.6.3 生物量的测定 |
| 2.6.4 生物活性的测定 |
| 2.6.5 PCR-DGGE 测试 |
| 第三章 曝气生物滤池挂膜启动与恢复启动的研究 |
| 3.1 选择挂膜启动方法 |
| 3.2 BAF C 柱与 BAF N 柱的挂膜启动 |
| 3.2.1 富集驯化 |
| 3.2.2 闷曝挂膜 |
| 3.2.3 连续流挂膜 |
| 3.3 挂膜前后滤料 SEM 分析 |
| 3.4 陶粒与沸石挂膜前后对 NH+4-N 吸附变化 |
| 3.5 BAF C 柱与 BAF N 柱的恢复启动 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 曝气生物滤池短程硝化的试验研究 |
| 4.1 温度对短程硝化的影响 |
| 4.2 溶解氧对短程硝化的影响 |
| 4.3 FA 和 FNA 对短程硝化的影响 |
| 4.4 反冲洗对短程硝化的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 厌氧生物滤池自养短程反硝化试验研究 |
| 5.1 厌氧生物滤池的挂膜启动 |
| 5.1.1 间歇进水培养 |
| 5.1.2 连续进水培养 |
| 5.2 自养短程反硝化影响因素试验 |
| 5.2.1 进水 pH 值的影响 |
| 5.2.2 TN 容积负荷的影响 |
| 5.2.3 进水基质配比的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 曝气生物滤池微生物特性分析 |
| 6.1 生物膜微生物相分析 |
| 6.2 微生物量与活性 |
| 6.2.1 微生物量 |
| 6.2.2 微生物活性 |
| 6.3 细菌多样性变化分析 |
| 6.3.1 基因组 DNA 提取 |
| 6.3.2 PCR 产物检测 |
| 6.3.3 DGGE 图谱处理及分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（4）制药废水深度处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制药废水的来源及水质特点 |
| 1.2 制药废水深度处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 课题来源及研究意义 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 课题研究意义 |
| 1.4 课题主要研究内容 |
| 第二章 化学氧化-曝气生物滤池深度处理制药废水的研究 |
| 2.1 化学氧化联合生化处理工艺概述 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验水质 |
| 2.2.2 实验主要试剂 |
| 2.2.3 实验主要仪器与装置 |
| 2.2.4 实验及分析方法 |
| 2.3 FENTON 氧化实验结果与讨论 |
| 2.3.1 正交实验 |
| 2.3.2 单因素实验 |
| 2.3.3 Fenton 氧化实验小结 |
| 2.4 BAF 生化实验结果与讨论 |
| 2.4.1 BAF 的挂膜启动 |
| 2.4.2 BAF 运行效果分析 |
| 2.5 技术经济分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 制药废水难降解特征污染物的分析及处理研究 |
| 3.1 制药废水难降解污染物概述 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 主要实验试剂 |
| 3.2.3 主要实验仪器 |
| 3.3 气相色谱与质谱联用定性分析结果 |
| 3.3.1 水样的预处理 |
| 3.3.2 GC-MS 分析条件及方法 |
| 3.3.3 实验结果讨论与分析 |
| 3.4 邻苯二甲酸降解实验研究 |
| 3.4.1 邻苯二甲酸概述 |
| 3.4.2 实验与分析与方法 |
| 3.4.3 实验结果与讨论分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 化学氧化-曝气生物滤池深度处理制药废水的工程应用 |
| 4.1 工程项目概况 |
| 4.2 工艺方案说明 |
| 4.2.1 工艺分析 |
| 4.2.2 工艺流程 |
| 4.2.3 工艺流程说明 |
| 4.3 主要设备及建构筑物参数 |
| 4.3.1 Fenton 氧化系统 |
| 4.3.2 曝气生物滤池（BAF） |
| 4.3.3 清水池 |
| 4.3.4 污泥处理系统 |
| 4.3.5 风机房 |
| 4.4 经济性分析 |
| 4.4.1 处理成本 |
| 4.4.2 环境效益 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）间歇式曝气生物滤池对焚烧垃圾渗滤液深度脱氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市生活垃圾概述 |
| 1.1.1 城市垃圾处理现状 |
| 1.1.2 城市垃圾处理方法简介 |
| 1.2 焚烧垃圾渗滤液的性质及处理方法 |
| 1.2.1 焚烧垃圾渗滤液的产生及理化性质 |
| 1.2.2 焚烧垃圾渗滤液的处理 |
| 1.2.3 传统处理方法存在的处理 |
| 1.3 焚烧垃圾渗滤液的深度处理研究现状 |
| 1.3.1 高级氧化技术深度处理垃圾渗滤液 |
| 1.3.2 活性炭吸附技术深度处理垃圾渗滤液 |
| 1.3.3 膜分离技术深度处理垃圾渗滤液 |
| 1.4 垃圾渗滤液脱氮原理及应用 |
| 1.4.1 氮素污染的危害 |
| 1.4.2 生物脱氮方法概述 |
| 1.4.3 生物脱氮反应的影响因素 |
| 1.4.4 生物脱氮新技术 |
| 1.4.5 生物脱氮技术在处理垃圾渗滤液中的应用 |
| 1.5 研究背景 |
| 1.6 研究意义和内容 |
| 第二章 间歇式曝气生物滤池脱氮的挂膜启动与驯化 |
| 2.1 曝气生物滤池概述 |
| 2.1.1 曝气生物滤池研究进展 |
| 2.1.2 曝气生物滤池的脱氮性能 |
| 2.2 试验水质 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 试验仪器与分析方法 |
| 2.3.2 试验装置 |
| 2.4. 曝气生物滤池挂膜概述 |
| 2.5 挂膜方案的选择 |
| 2.6 挂膜过程 |
| 2.7. 挂膜结果分析与讨论 |
| 2.7.1 第 1、2 阶段 COD 的去除与挂膜时间的关系 |
| 2.7.2 第 2 阶段氨氮的去除与挂膜时间的关系 |
| 2.7.3 第 3 阶段 COD、氨氮和总氮的去除与间歇曝气天数的关系 |
| 2.7.4 三步挂膜法与自然挂膜法的对比试验 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 间歇式曝气生物滤池对焚烧垃圾渗滤液脱氮效果的研究 |
| 3.1 间歇式曝气生物滤池运行工况的研究 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 工况的比较分析 |
| 3.2 间歇式曝气生物滤池运行的影响因素 |
| 3.2.1 曝气停曝时间比对脱氮效能的影响 |
| 3.2.2 间歇循环周期对脱氮效能的影响 |
| 3.2.3 水力停留时间对脱氮效能的影响 |
| 3.2.4 碳氮比对反应器脱氮效能的影响 |
| 3.2.5 气水比对脱氮效能的影响 |
| 3.3 间歇式曝气生物滤池对焚烧垃圾渗滤液脱氮的机理初探 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Fenton-IABF-Fenton-BAF 组合工艺深度处理垃圾渗滤液的中试研究 |
| 4.1 深度处理组合工艺概述 |
| 4.2 Fenton 试剂概述 |
| 4.2.1 Fenton 法研究现状 |
| 4.2.2 Fenton 反应机理 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.4 试验结果与讨论 |
| 4.4.1 H_2O_2投加量对 COD 去除的影响 |
| 4.4.2 Fe~(2+)投加量对 COD 去除的影响 |
| 4.4.3 废水初始 pH 值对 COD 去除的影响 |
| 4.4.4 两级 Fenton 投药比对 COD 去除的影响 |
| 4.5 深度处理系统去除效果及其分析 |
| 4.5.1 深度处理系统对 COD 的去除效果 |
| 4.5.2 深度处理系统对氨氮的去除效果 |
| 4.5.3 深度处理系统对总氮的去除效果 |
| 4.6 组合工艺经济分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）BAF深度处理二级城市污水处理厂出水的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 污水深度处理 |
| 1.1.1 污水深度处理的意义 |
| 1.1.2 污水深度处理对乌鲁木齐的必要性 |
| 1.1.3 污水深度处理的方法 |
| 1.2 曝气生物滤池处理工艺 |
| 1.2.1 曝气生物滤池工作原理 |
| 1.2.2 曝气生物滤池主要构造与工艺 |
| 1.2.3 曝气生物滤池与其他工艺的比较 |
| 1.2.4 曝气生物滤池的研究进展 |
| 1.3 研究目的和研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 工艺流程与研究方法 |
| 2.1 工艺流程与设计参数 |
| 2.1.1 BAF 工艺流程 |
| 2.1.2 主要构筑物及设备 |
| 2.2 水质分析测试方法 |
| 第三章 曝气生物滤池的启动与挂膜 |
| 3.1 挂膜方法及其过程 |
| 3.1.1 挂膜过程中 COD_Cr的变化 |
| 3.1.2 氨氮的变化 |
| 3.1.3 亚硝酸盐氮、硝酸盐氮的变化 |
| 3.1.4 挂膜的影响因素 |
| 3.2 曝气生物滤池生物膜及生物相研究 |
| 3.2.1 光学显微镜观察生物相 |
| 3.2.2 电子显微镜镜检 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 曝气生物滤池处理效果及分析 |
| 4.1 曝气生物滤池对 BOD_5的去除效果 |
| 4.1.1 温度对 BOD_5去除效果的影响 |
| 4.1.2 有机负荷对 BOD_5去除效果的影响 |
| 4.1.3 进水 BOD_5浓度对 BOD_5去除效果的影响 |
| 4.2 曝气生物滤池对 COD_Cr的去除效果 |
| 4.2.1 温度对 COD_Cr去除效果的影响 |
| 4.2.2 水力负荷对 COD_Cr的去除效果的影响 |
| 4.2.3 进水 COD_Cr浓度对 COD_Cr的去除效果的影响 |
| 4.2.4 废水的可生化性对 COD_Cr去除效果的影响 |
| 4.3 曝气生物滤池对 SS 的去除效果 |
| 4.3.1 温度对 SS 去除效果的影响 |
| 4.3.2 水力负荷对 SS 去除效果的影响 |
| 4.3.3 进水 SS 浓度对 SS 去除效果的影响 |
| 4.4 曝气生物滤池脱氮的效果 |
| 4.4.1 曝气生物滤池对氨氮的去除效果 |
| 4.4.2 曝气生物滤池对硝酸盐氮、亚硝酸盐氮的影响 |
| 4.4.3 曝气生物滤池对总氮的去除效果 |
| 4.5 曝气生物滤池对总磷的去除效果 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 曝气生物滤池运行中存在的问题 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文 |
| 致谢 |
（7）跌水曝气生物滤池处理小城镇污水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 水资源短缺与水污染现状 |
| 1.2 城市污水处理现状 |
| 1.3 小城镇污水处理现状 |
| 1.3.1 小城镇污水处理的特点 |
| 1.3.2 小城镇污水处理的工艺技术现状 |
| 1.4 小城镇污水处理工艺选择 |
| 1.5 生物膜技术 |
| 1.5.1 生物膜技术的净化机理 |
| 1.5.2 生物膜技术的主要工艺类型 |
| 1.5.3 生物膜技术的主要特征 |
| 1.6 跌水曝气技术 |
| 1.6.1 跌水曝气原理 |
| 1.6.2 跌水曝气技术研究现状 |
| 1.7 曝气生物滤池技术 |
| 1.7.1 曝气生物滤池国外研究现状 |
| 1.7.2 曝气生物滤池国内研究现状 |
| 1.8 跌水曝气生物滤池课题的提出、研究目的和内容 |
| 1.8.1 研究的目的和意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 2 试验设计、器材及试验内容 |
| 2.1 进水水质 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 试验流程 |
| 2.2.2 试验装置 |
| 2.3 试验器材 |
| 2.3.1 滤料 |
| 2.3.2 主要仪器及试剂 |
| 2.3.3 分析项目及方法 |
| 2.4 试验内容 |
| 3 跌水曝气充氧试验研究 |
| 3.1 试验目的 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 试验内容及分析 |
| 3.3.1 清水试验水质 |
| 3.3.2 跌水流量对跌水曝气充氧效果的影响： |
| 3.3.3 填料填充率对跌水曝气充氧效果的影响 |
| 3.3.4 出水堰板结构对跌水曝气充氧效果的影响 |
| 3.4 氧总转移系数 K_L.A(20)值的经验计算公式 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 跌水曝气生物滤池的启动研究 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 挂膜启动方式 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 启动结果分析与讨论 |
| 4.4.1 对 COD_(cr)的去除情况 |
| 4.4.2 对氨氮的去除情况 |
| 4.4.3 对 SS 的去除情况 |
| 4.4.4 进出水 pH 值的变化 |
| 4.4.5 挂膜成功的判断指标 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 跌水曝气生物滤池的运行效果分析 |
| 5.1 水力停留时间对运行效果的影响分析 |
| 5.2 容积负荷对运行效果的影响分析 |
| 5.2.1 COD_(cr)容积负荷对 COD_(cr)去除率的影响 |
| 5.2.2 NH_3-N 容积负荷对 NH_3-N 去除率的影响 |
| 5.2.3 TN 容积负荷对 TN 去除率的影响 |
| 5.2.4 TP 容积负荷对 TP 去除率的影响 |
| 5.3 水质沿程去除特性分析 |
| 5.3.1 COD_(cr)沿程去除特性 |
| 5.3.2 NH_3-N 沿程去除特性 |
| 5.3.3 TN 沿程去除特性 |
| 5.3.4 TP 沿程去除特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）活化沸石曝气生物滤池预处理微污染原水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国饮用水水质现状 |
| 1.1.2 饮用水污染及危害 |
| 1.2 微污染水源水处理工艺研究进展 |
| 1.2.1 生物预处理技术的优越性 |
| 1.2.2 曝气生物滤池 |
| 1.2.3 沸石在微污染源水处理中的应用 |
| 1.3 水体中微囊藻毒素及去除技术 |
| 1.3.1 微囊藻毒素的性质及危害 |
| 1.3.2 饮用水中微囊藻毒素的污染现状 |
| 1.3.3 微囊藻毒素的去除技术 |
| 1.4 课题研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 课题创新之处 |
| 1.4.4 课题来源 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 曝气生物滤池装置 |
| 2.2 沸石滤料特性 |
| 2.3 实验仪器与试剂 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 常规水质指标的分析方法 |
| 2.5 藻类及藻毒素分析方法 |
| 2.5.1 藻类的分析方法 |
| 2.5.2 藻毒素的分析方法 |
| 2.6 生物指标测量 |
| 2.6.1 生物量的测定 |
| 2.6.2 生物活性的测定 |
| 2.6.3 扫面电镜 |
| 2.7 原水水质 |
| 第三章 滤池的启动特性 |
| 3.1 沸石特性研究 |
| 3.1.1 沸石滤料的物化性质 |
| 3.1.2 沸石的SEM和BET分析 |
| 3.1.3 沸石的吸附动力学分析 |
| 3.2 AZBAF的挂膜启动 |
| 3.2.1 挂膜期N素的转化 |
| 3.2.2 挂膜期有机物的去除 |
| 3.2.3 电镜分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 低温下活化沸石曝气生物滤池的工艺特性 |
| 4.1 低温下COD_(MN)的去除 |
| 4.2 低温下NH_3-N去除 |
| 4.3 低温下藻类去除 |
| 4.4 污染物去除规律 |
| 4.4.1 有机物的去除 |
| 4.4.2 NH_3-N的去除 |
| 4.5 生物量及活性分析 |
| 4.6 生物膜微生物形态与特征 |
| 4.7 反冲洗对滤池运行影响 |
| 4.7.1 反冲洗对生物量和生物活性的影响 |
| 4.7.2 反冲洗对处理效果的影响 |
| 4.8 滤池停运对其重启的影响 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 滤池对藻类及藻毒素的降解特性 |
| 5.1 试验期间水质状况 |
| 5.2 藻类(Chl-a)去除 |
| 5.3 微囊藻毒素去除 |
| 5.4 影响藻毒素去除因素分析 |
| 5.4.1 COD_(Mn)对去除MC的影响 |
| 5.4.2 Chl-a对去除MC的影响 |
| 5.4.3 藻毒素去除率多元线性回归分析 |
| 5.5 藻类及藻毒素去除途径及机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 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）生物滤池—生态砾石床联用处理硝酸盐微污染地表水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 地表水脱氮的技术 |
| 1.2.1 物化技术 |
| 1.2.2 反硝化技术 |
| 1.3 生物滤池技术综述 |
| 1.3.1 生物滤池发展历史 |
| 1.3.2 生物滤池主要形式 |
| 1.3.3 生物滤池的应用 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 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 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与仪器 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验设备与仪器 |
| 2.2 实验用水水质 |
| 2.3 主要常规分析项目 |
| 第三章 生物滤池-生态砾石床工艺挂膜启动 |
| 3.1 实验现象 |
| 3.2 实验结果分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 生物滤池-生态砾石床脱氮效能的研究 |
| 4.1 不同C/N 对系统的影响 |
| 4.1.1 不同C/N 对系统脱除N0_3~--N 和N0_2~--N 的影响 |
| 4.1.3 不同C/N 对系统脱除NH_4~+-N 的影响 |
| 4.1.4 不同C/N 条件下反应器内CODcr 的变化情况 |
| 4.2 不同温度条件下对反应器脱氮效能的影响 |
| 4.2.1 不同温度条件下对系统脱除N0_3~--N 和N0_2~--N 的影响 |
| 4.2.2 不同温度条件下对系统脱除NH_4~+-N 的影响 |
| 4.3 不同水力负荷下对反应器脱氮效能的影响 |
| 4.3.1 不同水力负荷条件下对反应器脱除N0_3~--N 的影响 |
| 4.3.2 不同水力负荷条件下对反应器脱除N0_2~--N 的影响 |
| 4.3.3 不同水力负荷条件下对反应器脱除NH_4~+-N 的影响 |
| 4.3.4 不同水力负荷条件下对反应器脱除COD_(cr) 的影响 |
| 4.4 不同水质指标沿程变化 |
| 4.4.1 不同C/N 比条件下水质指标沿程变化 |
| 4.4.2 不同水力负荷条件下污染物沿程变化 |
| 4.5 反冲洗 |
| 4.5.1 运行周期的确定 |
| 4.5.2 反冲洗强度的确定 |
| 4.5.3 反冲洗对生物滤池处理效能的影响 |
| 4.6 重新启动 |
| 4.6.1 重新启动时期反应器出水N0_3~--N 浓度变化 |
| 4.6.2 重新启动时期反应器出水N0_2~--N 浓度变化 |
| 4.6.3 重新启动时期反应器出水NH_4~+-N 浓度变化 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 生物滤池反硝化动力学研究 |
| 5.1 反应模型的建立 |
| 5.2 N0_3~--N 降解动力学方程 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 全文总结 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表和录用的论文 |
| 附件 |
（10）一体化臭氧—曝气生物滤池系统处理酸性玫瑰红废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题的提出 |
| 1.2 印染废水主要处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 曝气生物滤池概述 |
| 1.3.1 曝气生物滤池的发展 |
| 1.3.2 曝气生物滤池的原理 |
| 1.3.3 曝气生物滤池的特点 |
| 1.4 臭氧高级氧化概述 |
| 1.4.1 臭氧的性质 |
| 1.4.2 臭氧降解污染物机理 |
| 1.4.3 臭氧氧化的特点 |
| 1.5 臭氧-曝气生物滤池在处理难降解有机物中的应用 |
| 1.5.1 高级氧化在水处理中的应用 |
| 1.5.2 臭氧-曝气生物滤池耦合技术 |
| 1.5.3 一体化臭氧-曝气生物滤池概述 |
| 1.6 本课题的主要研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 本研究课题的特色与创新之处 |
| 1.6.4 本研究的实际意义 |
| 第二章 一体化臭氧-曝气生物滤池工艺与分离式工艺深度处理效果对比 |
| 2.1 引论 |
| 2.2 实验装置与实验方法 |
| 2.2.1 实验装置介绍 |
| 2.2.2 试验水质 |
| 2.2.3 试验仪器与方法 |
| 2.3 曝气生物滤池的启动挂膜及驯化 |
| 2.4 一体化与分离式处理效果对比 |
| 2.4.1 一体化系统对染料的COD和色度的去除效果 |
| 2.4.2 一体化与分离式反应器处理效果对比 |
| 2.4.3 一体化与分离式反应器基建及运行成本对比分析 |
| 2.4.4 经济技术分析 |
| 2.4.5 原因分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 臭氧氧化染料废水动力学分析 |
| 3.1 引论 |
| 3.2 实验方法及实验内容 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.3 酸性玫瑰红臭氧氧化效果 |
| 3.3 臭氧氧化酸性玫瑰红染料的动力学分析 |
| 3.3.1 实验条件 |
| 3.3.2 臭氧氧化酸性玫瑰红染料的动力学方程 |
| 3.3.3 染料浓度对臭氧氧化的影响 |
| 3.3.4 pH值对臭氧氧化的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 一体化臭氧-BAF系统降解有机物动力学分析 |
| 4.1 引论 |
| 4.2 实验设备和实验方法 |
| 4.3 一体化臭氧-BAF处理染料废水的影响因素 |
| 4.3.1 不同进水流量对COD去除的影响 |
| 4.3.2 不同臭氧浓度对COD去除的影响 |
| 4.4 一体化臭氧-BAF处理染料废水的动力学分析 |
| 4.4.1 有机物降解动力学模型推导 |
| 4.4.2 一体化系统不同进水流量的动力学方程 |
| 4.4.3 一体化系统不同臭氧浓度的动力学方程 |
| 4.5 一体化臭氧-BAF不同高度臭氧氧化模型 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 一体化臭氧-BAF系统中微生物研究 |
| 5.1 引论 |
| 5.2 实验内容及分析方法 |
| 5.2.1 实验内容 |
| 5.2.2 分析方法 |
| 5.3 BAF生物降解有机物机理 |
| 5.3.1 生物膜法降解有机物的机理 |
| 5.3.2 曝气生物滤池的生物膜特性 |
| 5.4 一体化和分离式工艺BAF中不同滤料高度的生物性能比较 |
| 5.4.1 生物量与填料高度的关系 |
| 5.4.2 生物酶活性比较 |
| 5.5 小结 |
| 结论与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、曝气生物滤池的低温挂膜研究（论文参考文献）
- [1]曝气生物滤池去除低温微污染水源水中氨氮的效能研究[D]. 曹曦. 哈尔滨工业大学, 2017(02)
- [2]接种-连续进水低温启动曝气生物滤池试验[J]. 李文文,李金城,施钦,沈雨樨,莫德清,彭世聪,温富宁,孙立群. 桂林理工大学学报, 2014(03)
- [3]曝气生物滤池中亚硝酸型生物脱氮的试验研究[D]. 王振. 武汉工程大学, 2014(03)
- [4]制药废水深度处理研究[D]. 邓睿. 华南理工大学, 2013(05)
- [5]间歇式曝气生物滤池对焚烧垃圾渗滤液深度脱氮的研究[D]. 田兆龙. 华南理工大学, 2013(S2)
- [6]BAF深度处理二级城市污水处理厂出水的应用研究[D]. 陈转琴. 新疆大学, 2012(01)
- [7]跌水曝气生物滤池处理小城镇污水试验研究[D]. 陈一辉. 重庆大学, 2012(04)
- [8]活化沸石曝气生物滤池预处理微污染原水的试验研究[D]. 郑萌路. 浙江工业大学, 2012(07)
- [9]生物滤池—生态砾石床联用处理硝酸盐微污染地表水研究[D]. 高建文. 上海交通大学, 2012(07)
- [10]一体化臭氧—曝气生物滤池系统处理酸性玫瑰红废水的研究[D]. 李豪. 华南理工大学, 2011(04)