一、活性炭强化生物处理高含盐有机废水研究（论文文献综述）
唐林,谢濠江,徐慧远,李柳禹,王基臣[1]（2021）在《有机高盐废水处理技术与发展展望》文中研究表明综述了有机高盐废水的处理技术物化法（包括高级氧化技术、电化学法、吸附和离子交换法、蒸发和冷冻结晶法、焚烧法、膜分离法）和生物法。总结不同处理方法的应用现状、优缺点以及发展趋势。根据不同含盐废水特性,合理运用各种处理技术,实现盐的资源化综合回收、有机物的无害化处理,同时降低成本,是有机高盐废水处理技术的发展方向。
谢莉[2]（2021）在《电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究》文中研究指明近年来,国家出台了一系列更加严格的工业废水处理政策、标准,要求废水处理逐步达到“零排放”目标。焦化废水作为一类典型的难生物降解处理的工业废水,具有高有机负荷、高盐分和高毒性的特点。经过常规二级生化处理后,出水中仍含有大量有毒有害、难降解有机污染物,悬浮物、色度、含盐量仍然较高,需进行深度处理降低水体中污染物浓度。高级氧化技术是可行的方法,其中电催化氧化因其无需另加氧化剂,可充分利用电解液中的高盐组分,仅利用电能,通过直接氧化和间接氧化即可降解废水中有机物,作为一种绿色环保的高级氧化技术而引人注目。本课题首先采用电催化氧化—活性炭吸附深度处理焦化废水生化出水,探索组合工艺去除难降解有机物规律;然后利用紫外光诱导高盐产生氯自由基强化电催化性能,从技术和经济两方面比较强化前后的优劣。主要内容及结果如下:电催化氧化—活性炭吸附处理焦化废水生化出水的性能和机理研究。阳极选用已商业化应用的Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨电流密度、极板数量、极板间距等影响因素对电催化氧化焦化废水生化出水的影响。结果表明,焦化废水生化出水COD为137mg/L,TOC为57mg/L时,当极板数量为两对,间距为1.8cm,电流密度为20m A/cm2,反应6h时,电催化出水COD去除率可达99.7%,TOC去除率为47.9%。相较于椰壳炭,比表面积大的煤质炭对电催化处理出水吸附效果更好。当煤质炭投加量为20g/L,反应120min时,出水TOC为18.2mg/L,总TOC去除率可达67.9%。煤质炭吸附废水中有机污染物的过程更符合拟二级动力学模型,粒内扩散模型反映该吸附是一个复杂的过程。三维荧光光谱表明,电催化能氧化分解生化出水中部分类腐殖酸物质,活性炭吸附可进一步去除残留的类腐殖酸物质。为提升处理效率和降低能耗,研究采用紫外氯强化电催化处理焦化废水生化出水的性能和机理。阳极选用Ti/Ir O2-Ru O2电极,阴极选用Ti板。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为170mg/L,TOC为65mg/L,色度为717倍的条件下,当电流密度为10m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,COD、TOC和色度去除率分别可达95.8%、77.2%和94.0%,COD、TOC降解速率常数分别为1.85×10-2min-1和1.16×10-2min-1。机理和性能研究的结果表明:在紫外光的辐射下,电化学氧化产生的HCl O形成高氧化活性的氯自由基的间接氧化在降解有机污染物时发挥了主要作用;紫外氯强化电催化过程相较于单独的电解过程可以产生具有高氧化性的活性氯自由基,与电化学氧化自身的活性氧自由基协同作用,能够更有效地氧化去除废水中的类腐殖酸物质;相较于电催化,紫外氯强化电催化降解TOC的速率常数提高了约3.1倍,表明紫外氯强化电催化的处理效率远高于电催化;紫外氯强化电催化的处理能耗为41.56k W·h/m3和0.83k W·h/g TOC,低于大部分含盐废水处理工艺,表明其具有作为焦化废水深度处理工艺的经济可行性。为验证DSA（Dimension stable anode,形稳性阳极）在紫外氯强化电催化处理高盐焦化废水生化出水的应用中具有普适性,选取DSA—Ti/Ir O2、Ti/Ir O2-Ta2O5电极作为阳极,采用紫外氯强化DSA电极电催化处理焦化废水生化出水。探讨极板间距、电流密度等因素对紫外强化DSA电极电催化氧化焦化废水生化出水的影响。在生化出水COD为175mg/L,TOC为83mg/L,色度为1120倍的条件下。当电流密度为5m A/cm2,极板间距为9cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别可达97.8%、86.2%和94.8%,COD、TOC降解速率常数分别为2.1×10-2min-1和1.09×10-2min-1;当电流密度为20m A/cm2,极板间距为6cm,反应3h时,紫外氯强化Ti/Ir O2-Ta2O5阳极电催化COD、TOC和色度的去除率分别高达99.2%、87.2%和96.4%,COD、TOC降解速率常数分别为2.64×10-2min-1和1.15×10-2min-1。性能研究结果表明:相较于DSA电极电催化,紫外氯强化DSA电极电催化具有高处理效率;紫外氯强化DSA电极电催化处理能耗均低于大部分含盐废水处理工艺,验证了其作为焦化废水深度处理工艺的低能耗优势。
李娉[3]（2021）在《高COD啶虫脒废水处理工艺研究》文中进行了进一步梳理本论文以兰州新区某化工企业产生的啶虫脒废水为研究对象,根据其具有盐分含量高、有机物浓度高、可生化性低等特点,遵循低成本高效率的处理原则,选用减压蒸馏、Fe/C微电解、芬顿氧化等工艺,分别对高COD啶虫脒废水进行预处理,并探究各工艺的最佳实验条件。通过对比不同顺序组合工艺的污染物去除效果和废水处理成本,确定出啶虫脒废水的预处理方案。借助GPS-X污水处理工艺仿真模拟软件,对预处理后的出水,进行生物处理工艺的比选、仿真模拟和参数优化,为该化工企业废水处理和同类废水处理提供参考。本论文的主要内容如下:（1）减压蒸馏单因素实验表明,不调整原废水酸碱度,蒸馏温度为50℃时,能够去除37.04%的CODCr。蒸馏过程去除了大部分啶虫脒等大分子难降解的有机污染物,并且降低了废水中的氨氮、总氮和含盐量。利用蒸馏后收集的冷凝液进行后续预处理时,能够获得更好的污染物去除效果,还能在一定程度上降低废水处理的药剂成本。（2）铁碳微电解单因素实验和响应面优化实验表明,Fe/C质量比为0.96,Fe/C投加量为210.01 g/L,进水pH为3,反应时间为90 min时,能够去除44.64%的CODCr。（3）芬顿氧化工艺单因素实验和响应面优化实验表明,H2O2投加量为1.28Qth（243.38 m L/L）,进水pH为4,n（H2O2）:n(Fe2+)为8.90,反应时间为95 min时,能够去除61.93%的CODCr。（4）通过对比不同组合工艺的CODCr去除效果和运行成本,本研究确定采用先减压蒸馏,后进行铁碳微电解+芬顿氧化组合工艺作为啶虫脒废水的预处理工艺。组合工艺单因素、响应面优化实验表明,在过氧化氢投加量为0.77Qth（80.93 m L/L）,投加次数为3,进水pH为4,反应时间为98 min时,能够去除80.52%的CODCr,B/C值可提高至0.425。组合工艺对啶虫脒废水的CODCr去除效果和可生化提高效果优于单独处理工艺,且能够节省一部分药剂成本。（5）运用GPS-X模拟软件进行建模和比选,最终选择水解酸化池+生物膜-活性污泥复合池（IFAS）+沉淀池为废水生物处理方案。通过单因素模拟确定了该工艺的最佳运行参数:水解酸化池的停留时间为1 d,IFAS池DO浓度为3 mg/L,污泥回流比为60%,沉淀池排泥量为3 kg/d。经过工艺参数优化后的出水水质既远低于园区污水处理厂低浓度废水纳管标准,又能够节约废水处理费用,工艺参数优化效果较好。
程晓蕾[4]（2021）在《悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析》文中指出随着工业的发展和淡水资源日益减少,含盐废水对人类和生态的危害更加凸显,含盐废水的处理越来越受到关注。由于含盐废水来源广泛且排放量大,有机浓度高且成分复杂,污水处理厂对于含盐废水的处理很难达标排放。悬浮填料式SBR工艺是指向SBR反应器投放一定比例的悬浮填料,是结合活性污泥法和生物膜法两种方法优点的工艺。本实验重点研究悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水性能及其对附着微生物群落结构及多样性分析。本实验的初始污泥浓度约为4800 mg/L,实验用水为人工配水,实验所采用悬浮填料为聚氨酯生物填料。本实验设置了SBR1和SBR2两组,SBR1为对照组,即不添加悬浮填料,SBR2为实验组,添加30%有效容积的悬浮填料。两组实验均设置从0 g/L、5 g/L、10 g/L、15 g/L四个盐度梯度,进出水、搅拌和曝气过程由计时器控制自动化进行,温度由温控器控制。实验成果如下:（1）盐度越高,对反应器内微生物的影响越大,系统驯化活性污泥的时间越长。污泥的SVI值大体经过了一个先减后增的过程,但SVI值始终保持在50m L/g-120 m L/g的范围内,所以盐度对活性污泥沉降性能的影响不大。盐度对丝状菌和杆菌有抑制作用,杆菌的敏感度大于丝状菌,盐度对球菌有促进作用。（2）悬浮填料式SBR系统达到稳定状态的时间比未投加悬浮填料的SBR系统达到稳定状态的时间短;CODcr、NH4+-N的去除效果比未投加悬浮填料的SBR系统好,且整体去除率是趋于下降的;盐度对悬浮填料式SBR工艺的NH4+-N去除影响小于CODcr。悬浮填料增加了去除污染物的生物量,因此加强了去除效果,又悬浮填料的特殊物理结构使得世代周期较长的硝化菌更好的生长繁殖,有利于氨氮的去除。（3）通过高通量测序技术,悬浮填料中附着微生物:主要优势门为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）。这两个菌门是悬浮填料式SBR工艺去除性能的关键微生物。主要优势属为Thauera、Arcobacter,Thauera与硝化反硝化作用相关,强化了悬浮填料式SBR系统脱氮效果。（4）随着盐度不断增加,Shannon和Simpson指数不断下降,悬浮填料上微生物多样性减少。悬浮填料挂膜成功后对微生物的固定作用、低盐度（小于5g/L）对微生物种群丰富度的积极影响,使得物种数、ACE指数、Chao1指数和PD＿whole＿tree指数在低盐度时达到最大值。即在低盐度时,悬浮填料附着的微生物数量和丰富度是最高的。本实验为优化SBR工艺处理含盐废水提供了一种新思路,在利用SBR工艺对含盐废水的处理时,可投加一定有效容积的聚氨酯悬浮填料或从含盐环境提取耐盐菌和嗜盐菌,来增强去除效果。图[13]表[7]参[142]
程晨[5]（2020）在《面向高盐废水处理的高级氧化技术的改进及生命周期评价》文中研究表明当前水资源十分短缺,对废水的有效处理及回收再利用是改善水资源短缺的重要策略与手段。高盐度废水所含盐度较大并多数含有复杂的有机污染物质,处理难度较大。当前运用高级氧化的方法处理工业废水已经逐渐成熟,发展起来的新型高级氧化技术具有高效、经济、适用范围广、便于工业应用等优点。本文通过真实的高盐度废水的治理工程项目,针对中国西部某煤化工高盐废水和东部某医药企业高盐废水,对其使用的高级氧化过程进行了探究,具体的研究内容及结果如下:（1）对中国西部某煤化工高盐废水的Fe/Al2O3催化臭氧氧化失活机理进行了探究,通过色密度分选、通过BET、XRD、XRF、XPS、ICP-MS、Py-IR等一系列表征发现,废水中的硅酸盐是Fe/Al2O3催化剂失活的主要原因。通过DFT计算揭示了催化剂的失活机理,硅酸作为一种相对较强的Bronsted酸优先选择与Fe-O-Al、Fe-OOH等位置作用,致使催化剂表面的路易斯酸丰度降低,极大地影响了整体工艺的催化氧化效能并导致催化剂的失活。（2）针对氧化铝载体与硅酸盐作用性强,失活难以避免的问题,通过对球状活性炭的简单碱改性可制备臭氧氧化催化剂,优化其催化臭氧氧化的效能并对其催化动力学常数Rct进行了计算比较。结果显示,改性时温度梯度的选择和初始碱液的浓度对改性效果有较大的影响。使用10 M的氢氧化钠,温度梯度选择70℃和40℃时,获得了最高的Rct值（2.17×10-6）。在中性条件下,当臭氧投加量为4ppm,催化剂投加量为250ppm时,20min内对氯苯甲酸的去除率超过80%。（3）均相Fenton投药仍然是高盐处理废水中应用广泛的工程技术,选用CML2 baseline2000对中国东部沿海某化工企业产生的高盐度医药废水进行了均相Fenton工艺处理过程的生命周期评价,找出芬顿工艺中环境敏感过程并提出优化建议。结果发现,在整个环境影响最大的阶段为基础建设阶段占84.4%,其次为铁泥处理阶段约占9.24%。工艺运行阶段是资源的消耗、生态环境污染及损害毒性各项指标的主要贡献来源,其中过氧化氢是环境敏感因素。该过程中含铁污泥的处置也是环境影响的重要来源,主要表现为危险固体废物的处理及焚烧过程。
武骁[6]（2020）在《好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究》文中认为含盐有机废水产生量大、来源广泛、成分复杂,是环境领域亟待解决的问题。生物法具有成本较低、二次污染小等优势,已广泛应用于含盐有机废水处理。其中,好氧颗粒污泥是上世纪末新兴生物处理技术,具备密实的结构、良好的沉降性和抗逆性能、微生物菌群多样化的优点,被认为是一项有前景的含盐有机废水处理技术。但是针对含盐有机废水多样化的排放特征,好氧颗粒污泥工艺仍存在颗粒化时间长、耐受短期盐度冲击性能机理不明、耐受长期盐胁迫不稳定以及处理含盐废水中难降解有机物效能不足的缺陷。有鉴于此,本研究首先以絮状活性污泥为接种污泥快速构建好氧颗粒污泥;针对含盐有机废水短期排放的特征,探究好氧颗粒污泥耐受废水短期盐度冲击的性能与机理,并且探究其吸附重金属潜能;针对含盐有机废水长期排放的特征,考察了好氧颗粒污泥耐受废水长期盐度胁迫的性能与机理;针对含盐同时含难降解污染物的废水处理技术难题,以萘为目标污染物,采用投加中度嗜盐菌的方法强化好氧颗粒污泥性能,实现了对含盐废水中萘的高效去除。研究结果对全面认识好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及其耐盐机理具有重要的理论和现实意义。本研究采用5 min短沉降时间、3 L/min高曝气量与进水后厌氧停留的耦合手段,在序批式反应器（SBR）中用33 d快速培育出稳定且沉降性能良好的好氧颗粒污泥。好氧颗粒污泥具备良好的团聚性和强度,相对疏水性（RH）和完整系数（IC）为73.5%和98.1%。短沉降时间筛选具有良好沉降性能的污泥、高曝气量产生的水力剪切力刺激微生物分泌胞外聚合物（EPS）促进污泥团聚是活性污泥快速颗粒化的关键,进水后厌氧停留抑制丝状菌的生长有利于好氧颗粒污泥的稳定运行。好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击废水的性能研究结果表明,不同盐浓度废水（0-60 g/L,以NaCl作为盐分）冲击之后,好氧颗粒污泥系统污泥浓度均无明显改变。经过40 g/L盐度冲击后,好氧颗粒污泥系统化学需氧量（COD）去除率经过15个周期（90 h）可恢复至87.5%,而60g/L盐度冲击后,COD去除率稳定在73.8%,无法在短期内恢复到盐度冲击前的水平,说明好氧颗粒污泥最大耐受盐度为40 g/L。好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击的机理是,在40 g/L盐度下好氧颗粒污泥的比耗氧速率（SOUR）下降后可以恢复,保持生物活性;颗粒污泥完整系数（IC）为87.6%,结构完整密实;乳酸脱氢酶（LDH）相对释放率仅为129.4%,好氧颗粒污泥中微生物细胞结构相对完整。采用含盐废水刺激好氧颗粒污泥强化吸附Zn2+性能研究表明,在所试盐浓度范围内（0-50 g/L）,30 g/L盐度刺激后的好氧颗粒污泥吸附性能最好,平衡吸附量达到29.76 mg/g。并且此吸附过程等温线符合Langmuir模型,理论最大吸附量达到73.94 mg/g。EPS组分分析表明,短期盐刺激好氧颗粒污泥大量分泌EPS中的多糖可能是强化Zn2+吸附的原因。傅里叶红外光谱（FTIR）与X射线光电子能谱（XPS）分析进一步表明,EPS多糖组分中的羟基是强化吸附Zn2+的主要位点。好氧颗粒污泥耐受长期盐度胁迫性能研究表明,好氧颗粒污泥能够在113 d内耐受长期盐度胁迫作用,其最高耐盐浓度达到50 g/L。好氧颗粒污泥在10 g/L、30 g/L、50 g/L盐度条件下,COD去除效能良好,稳定后去除率分别为90.3%、88.0%、78.0%;且好氧颗粒污泥可以维持较高活性。在10 g/L、30 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥具备良好的结构完整度和团聚性,IC分别为96.2%、97.7%,RH分别为80.5%、83.8%。在50 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥结构完整度和团聚性有所变差,但仍可以稳定运行,IC为85.4%,RH为73.1%。在10g/L、30g/L盐度下,好氧颗粒污泥耐受盐度胁迫机理是非嗜盐菌过量分泌EPS维持好氧颗粒污泥的良好团聚性,好氧颗粒污泥的密实结构能够保障其中非嗜盐菌的活性以维持好氧颗粒污泥的有机物去除功能。而在50 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥耐盐机理是因为在高盐生态环境下形成以多种中度嗜盐菌群占主导的菌群结构以维持好氧颗粒污泥系统的稳定和有机物去除能力。采用好氧颗粒污泥处理含盐含萘废水,并外加Martelella AD-3菌以强化好氧颗粒污泥降解含盐含萘废水的性能。在盐度为30 g/L,萘浓度为15 mg/L时,好氧颗粒污泥对于萘的降解效率最高可以达到88.7%。好氧颗粒污泥表现出对萘良好的耐受性,且能保持较好的生物活性、污泥完整度、团聚性。将进水萘浓度提升到25mg/L后,好氧颗粒污泥对于萘的降解效率下降至70.4%。此时萘对好氧颗粒污泥的活性、结构完整度和团聚性有所影响。SOUR、IC 和 RH 降至 0.38 mgO2（g VSS）-1min-1、94.0%和 73.5%。此后,本研究投加3%质量比例的Martelella sp.AD-3菌以强化萘的降解效能。达到稳定状态后,生物强化组萘去除率为93.6%。而对照组去除率为76.8%。生物强化也改善了好氧颗粒污泥的活性、结构完整度和团聚性,SOUR、IC和RH恢复至0.48 mgO2（g VSS）-1min-1、96.3%和78.3%。在高盐含萘的环境中外加Martelella AD-3菌促进了中度嗜盐菌Halomonas和Marinicella的生长,可能有利于好氧颗粒污泥保持污泥性能和执行降解萘的功能。投加AD-3菌也提高了萘降解基因的丰度,有利于萘的降解。
欧栋[7]（2020）在《基于中度嗜盐菌的好氧颗粒污泥特性及耐盐机制》文中提出目前,我国高盐有机废水年排放量已超过100亿吨,种类繁多,已成为主要的工业污染源。好氧颗粒污泥结构密实,具有多样化的微生物菌群和功能菌高效持留的特点,在含有重金属、抗生素废水等不利生境中有很强的耐受性,已经证明是处理高盐有机物废水的有效技术之一。好氧颗粒污泥中的微生物可以在高盐环境中生长,主要是由于好氧颗粒污泥中一些耐盐菌、嗜盐菌的出现和富集。且好氧颗粒污泥具有稳定的三维空间结构,能够在一定程度上对内部微生物起到保护作用,使其能够在不同盐度下生存。因此,耐盐好氧颗粒污泥对高盐有机废水处理潜力巨大。但是,有关耐盐好氧颗粒污泥的微观结构、形成机理及结构稳定化机理方面研究还很少,好氧颗粒污泥污泥在高盐胁迫下的分子调控机制仍不清楚,这些问题都需要进一步进行探索。本文就耐盐颗粒污泥的形成过程及机制、耐盐颗粒污泥的性能强化、耐盐好氧颗粒污泥的结构以及基于宏基因组技术解析好氧颗粒污泥耐盐分子机制四个方面开展了深入研究。以活性污泥作为接种污泥培育出能够耐受6%盐度的好氧颗粒污泥,且具有较好的去除性能和沉降性能。在7%盐度时出现了颗粒解体现象,耐盐颗粒污泥系统崩溃。盐度升高刺激细菌分泌更多的胞外聚合物（EPS）,总蛋白（PN）与总EPS呈高度正相关（R=0.951）,且胞外PN浓度与盐度的增加呈正相关,这些PN在长期高盐胁迫下对颗粒内部微生物起到保护作用,具有强化整个好氧颗粒污泥性能的作用。好氧颗粒污泥中Salinicola相对丰度与盐度增加呈正相关（R=0.953）,在6%盐度时以高达91%的相对丰度成为优势菌和功能菌,成功培育出以中度嗜盐菌Salinicola为主的耐盐好氧颗粒污泥污泥。以活性污泥和厌氧颗粒污泥作为接种污泥培育出能够耐受9%盐度的好氧颗粒污泥,厌氧颗粒污泥的加入加速了耐盐好氧颗粒污泥的形成过程,其颗粒化过程所需时间缩短26 d;强化了耐盐颗粒污泥系统的耐盐能力,在7%盐度水平下,耐盐颗粒污泥未出现解体、崩溃的现象,在9%盐度下保持良好的沉降性能和去除性能。耐盐好氧颗粒污泥的形成过程呈现三个阶段,①启动阶段,即好氧活性污泥在较低盐度条件下逐渐适应盐度胁迫,优化反应器运行工况,调整进水参数,促进好氧颗粒污泥的形成;②盐压力下驯化阶段,即阶梯式提高盐浓度,在盐胁迫下逐步淘汰好氧颗粒污泥中非耐盐菌群,耐盐好氧颗粒污泥逐步形成;③盐度提升阶段,即在高盐度条件下耐盐好氧颗粒物污泥在SBR反应器中占据主导地位。以晶核假说、选择压力假说及DLVO理论解析耐盐好氧颗粒污泥的形成机理,即厌氧颗粒作为强力支撑材料成为年轻颗粒形成的开端;在沉降时间和盐度的双重选择压力下,SBR体系中逐渐积累起年轻颗粒,同时,与高盐胁迫相对应的嗜盐微生物得到富集;好氧颗粒污泥在静电力和疏水力的共同作用下逐渐由年轻阶段过渡到成熟阶段。最后,在高盐胁迫下成功培育出以中度嗜盐菌为主的耐盐好氧颗粒污泥。基于多种显微镜观测技术耦合多重荧光染色技术从宏观尺度、微观尺度上深入解析了耐盐好氧颗粒污泥的组织结构特性,研究发现在盐胁迫环境下,颗粒污泥的形成需要一段时间,同时其内部的生态系统对高盐胁迫做出响应也需要一个过程,随着颗粒污泥的形成及成熟,内部新的生态系统的建立、优势菌的富集生长,整个颗粒污泥系统的耐盐性能不断提高。提出促进耐盐好氧颗粒污泥形成及稳定的调控措施:i在颗粒污泥形成初期为耐盐菌及其他微生物提供足够多的生态位,使其能够大量定殖于生态位上,加速颗粒化过程,缩短启动周期。ii针对EPS在颗粒污泥形成及稳定过程中的作用,通过缩短沉降时间、引入厌氧时间、盐度刺激等调控策略有目的的刺激微生物分泌更多的EPS。采用梯度增加盐浓度的培养策略,一方面,在SBR反应器中逐步淘汰不适应盐胁迫的菌种,达到大量富集耐盐菌并分泌足量EPS目的;另一方面是通过梯度增加的方式来弱化这种盐度冲击,在维持反应器体系稳定的前提下达到定向培育耐盐好氧颗粒污泥的目的。基于宏基因组学的高通量测序技术,从微生物群落结构、功能基因和代谢通路等角度研究耐盐好氧颗粒污泥系统在盐胁迫环境下的耐盐分子调控机制。研究发现在耐盐好氧颗粒污泥形成过程中其微生物群落结构结构出现了明显的时空演替现象,即从以Proteobacteria为主的微生物群落逐渐演替到以Ascomycota为主的微生物群落。好氧颗粒污泥系统积极调控其代谢通路表达模式以适应逐渐加大的盐胁迫压力,其中与碳水化合物代谢通路,氨基酸代谢和能量代谢通路受调控最为显着,表明这些生理生化过程更易受到高盐胁迫的影响。在0%盐度水平下,细胞活性（Cell motility）相关蛋白的丰度是S9样本的5倍。而在9%盐度水平下,与胞外结构（Extracellular structures）相关蛋白表达更为活跃,其丰度是S0样本的3.6倍。这可能是耐盐颗粒污泥中微生物应对高盐胁迫的一种策略,即在较低盐度水平下,细胞功能主要侧重于维持自身的生理生化过程,分泌相容性溶质或者吸K+排Na+方式维持渗透压平衡,在盐度刺激下产生更多的EPS促进颗粒污泥的形成,使细胞活性增强。当颗粒污泥形成逐渐成熟后,在较高盐度水平下,与细胞骨架、胞外结构、核结构、次级代谢产物的生物合成等相关蛋白表达更多,更加侧重于维持颗粒污泥内部结构上的稳定。
仇植[8]（2020）在《铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水》文中进行了进一步梳理环氧树脂废水是一种高、浓度有机含盐工业废水,其成分复杂,很难通过常规工艺进行有效处理。本文采用铁炭微电解-Fenton氧化联合技术对环氧树脂生产废水进行预处理,然后采用UASB-SBR进行生物处理,同时将筛选得到的两株嗜盐菌按一定比例制成复合菌剂,投加进SBR反应器进行生物强化处理。首先探究了铁炭微电解-Fenton氧化预处理环氧树脂生产废水过程的主要影响因素,并对各工艺参数进行了优化。结果表明,铁炭微电解的最佳工艺条件为:铁炭体积比为1:1,废水初始pH值为2.0,反应时间120 min,此时CODCr去除率为21%,出水中Fe2+浓度在7.24mmol·L-1左右,满足后续Fenton氧化法对Fe2+的需求。Fenton氧化法的最佳工艺条件为:Fe2+浓度为7.24 mmol·L-1,pH值为3.0,H2O2投加总量为190 mmol·L-1,分四次投加,于常温下反应60 min,CODCr去除率为69.3%。铁炭微电解-Fenton氧化预处理组合工艺对CODCr的去除率可达约75%,出水CODCr为2200 mg·L-1左右,废水的B/C从最初的0.21升高到0.43,可生化性得到显着改善,为后续的生物处理降低了负荷。采集环氧树脂生产企业二沉池配水井的含泥样品,通过富集、驯化筛选、分离纯化得到两株嗜盐菌HO2和HO3。通过菌体形态分析、生理生化特性表征和16S rRNA基因测序结果在NCBI数据库中比对分析,结果表明HO2为一株棒状杆菌属细菌（Corynebacterium sp.）,HO3为一株希瓦氏菌属细菌（Shewanella sp.）。HO2和HO3的最适生长条件为:摇床转速120 r·min-1,pH值7.0～8.0,温度分别为35℃、30℃。此外,两株菌分别可在10～80 g·L-1和10～60 g·L-1的NaCl浓度范围内正常生长,说明均具有较好适应盐度变化的能力。采用生物处理工艺UASB/SBR联用对预处理出水进行进一步处理,研究了不同盐度和水力停留时间（HRT）的影响。当预处理出水氯离子浓度为25 g·L-1,CODCr浓度为2200 mg·L-1时,进水pH值调节为中性,UASB反应器在HRT为48 h时CODCr去除率约为57%。采用SBR反应器对UASB出水做进一步处理,CODCr去除率为49.6%。将筛得的两株嗜盐菌HO2和HO3的培养液按1:2体积比制成菌剂,当菌剂投加量为12%时,对环氧树脂生产废水中有机物的去除率可达80.8%,出水CODCr浓度为198 mg·L-1左右,可以满足工业园区污水处理厂的接管标准。
张华山[9]（2019）在《臭氧催化/电解氧化联合UASB/SBR处理环氧树脂废水》文中认为随着我国工业规模的持续发展,工业废水的排放量越来越大,且多数工业废水成分复杂、可生化性极差并且具有一定的毒性。本文以安徽省某化工厂环氧树脂生产的混合废水为研究对象,考虑到环氧树脂混合废水的高盐、高浓度、生物可降解性差等特性,,采用催化氧化-电解氧化联合技术对环氧树脂混合废水进行了预处理,以提高其生物可降解性,后续工艺采用UASB-SBR进一步进行生化处理。主要得到以下结果:（1）考察催化氧化-电解氧化预处理环氧树脂混合废水过程的主要影响因素,并优化了工艺参数。结果表明,采用催化氧化处理初始废水时,以磁性活性炭作为催化剂,当初始pH值为11,气体流量和催化剂添加量分别为60 L/h和6g/L,反应时间为3 h,CODCr的去除率达到28%左右,BOD5/CODCr提高到0.30。继而对催化氧化出水进一步采用电解氧化法处理,不额外添加电解质,当调节初始pH值为11,电流密度为60 mA/cm2,电极间距为4 cm,反应时间为3 h,CODCr的去除率为50%左右,此时预处理出水CODCr约为2412 mg/L,TN为44 mg/L左右,为后续的生化处理减轻负荷,BOD5/CODCr提高至0.42,极大的改善了废水的可生化性。（2）采用紫外可见分光光度法（UV-vis）和气相色谱-质谱法（GC-MS）对废水组成成分进行分析,UV-vis结果表明环氧树脂混合废水经预处理后,共轭双键物质可能转化为含杂原子饱和烃和含杂原子双键化合物,GC-MS结果表明废水中的酚类和酯类物质得到有效降解,从而使得废水的CODCr值降低,并提高废水的可生化性。（3）采用UASB-SBR联合工艺对预处理出水进行生化处理,考察了盐度和水力停留时间对各个工艺的影响。结果表明,当预处理出水经适当稀释后,进水CODCr浓度为1300 mg/L,Cl-浓度为19 g/L,调节进水pH为7左右,水力停留时间（HRT）为48 h,UASB工艺中CODCr的去除率约为55%。UASB出水进一步采用SBR反应器处理,SBR工艺中CODCr的去除率约为50%,最终出水的CODCr浓度约为290 mg/L。（4）采用催化氧化-电解氧化-UASB-SBR组合工艺处理环氧树脂混合废水,整套组合工艺对废水CODCr的去除率能达到95%,TN的去除率能达到78%。该工艺极大的降低后续化工园区污水处理厂的处理难度,达到化工园区污水处理厂的接管标准。
周豪[10]（2019）在《耐盐菌强化MBR集成技术处理高含盐有机废水研究》文中认为高含盐有机废水是指总溶解无机盐含量大于1%的有机废水,主要来源于石油开采、食品加工、印染、制药及化工等行业,这类废水含有大量有毒难降解的有机物,且含盐量高,水质波动大,已有的物理化学处理方法普遍存在运行能耗大、二次污染严重等问题,因此,经济高效的高含盐废水处理技术是目前的研发热点。膜生物反应器（MBR）是一种新型高效污水处理技术,然而在处理高含盐有机废水时,水体的高盐度会抑制微生物降解有机污染物的作用,并使大量不耐盐的微生物死亡,导致出水水质变差。为此,本文以高含盐染料中间体废水为对象,开展向活性污泥中添加耐盐菌以强化MBR处理高含盐染料中间体废水的研究,以期解决常规MBR难以处理高含盐废水的问题。首先对实际染料中间体废水进行预处理,然后将其出水与厌氧池出水混合,使混合后的废水盐度达到MBR的进水要求,并以混合后的水质指标作为配制模拟高含盐有机废水的参数,在活性污泥中添加高耐盐的蜡状芽孢杆菌以强化MBR处理模拟高含盐有机废水,结果表明:蜡状芽孢杆菌能显着降低MBR的出水COD值。具体内容和结论如下:（1）实际高含盐废水的预处理:染料中间体废水属于一类典型的高含盐废水,针对单一技术难以降解染料中间体的问题,开展“铁碳微电解法-Fenton法-臭氧氧化法”的集成技术研究。首先采用铁碳微电解法初步降解染料中间体废水,经正交及单因素实验优化后的操作条件为:pH=3、固液比=30%、反应时间（T）=1.5h,废水的COD从47200ppm降至28200ppm;再利用Fenton法对铁碳微电解出水作进一步处理,在正交及单因素实验优化的操作条件下（H2O2添加量为8ml/L、pH=4、反应时间=40min）,出水 COD 从 28200ppm 降至 24200ppm;最后采用臭氧法对Fenton出水进行处理,在优化的最佳操作条件下（03浓度=110ppm、反应时间=40min、pH=8）,出水COD从24200ppm降至2600ppm,大幅度降低了废水的COD和色度。由于所选用的废水盐度接近20万ppm,难以开展生化处理,因此将其与生活污水处理厂的厌氧出水按1:3的比例混合,使其盐度降至5万ppm,以此混合废水指标作为参考,配置模拟废水,开展MBR处理模拟高含盐有机废水的研究。（2）耐盐菌强化MBR处理模拟高含盐有机废水:从生活污水处理厂取活性污泥,通过不断提高进水盐度至11O00ppm,来驯化活性污泥的耐盐性,以用于后续高盐度进水的探究。首先探究驯化后的活性污泥在不同进水盐度（1万ppm～5万ppm）和不同进水 COD 组成（1 00ppm SP+400ppm Glu、200ppm SP+800ppm Glu、600ppm SP+400ppm Glu）情况下的出水水质变化,并与接种蜡状芽孢杆菌（BC）的活性污泥在相同进水条件下的出水水质情况进行对比。实验结果表明,在进水盐度=5万ppm,进水COD组成为600ppm SP+400ppm Glu的条件下,驯化过的活性污泥对COD的去除率为65%,而接种BC的活性污泥COD去除率达到77%,说明耐盐菌对MBR处理高含盐废水具有明显的强化效果。之后优化污泥浓度（MLSS）和水力停留时间（HRT）等运行参数,使耐盐菌强化MBR的COD去除率上升至82%。本论文所建立的“铁碳微电解法-Fenton法-臭氧法”集成预处理过程耦合耐盐菌强化MBR工艺能有效降解高含盐废水中的COD,研究结果为高含盐废水的处理提供了参考。
二、活性炭强化生物处理高含盐有机废水研究（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、活性炭强化生物处理高含盐有机废水研究（论文提纲范文）
（1）有机高盐废水处理技术与发展展望（论文提纲范文）
| 1 物化法 |
| 1.1 高级氧化技术 |
| 1.1.1 应用研究进展 |
| 1.1.2 AOP联合脱盐 |
| 1.1.3 AOP工艺评价 |
| 1.2 电化学法 |
| 1.2.1 应用研究进展 |
| 1.2.2 电化学法工艺评价 |
| 1.3 吸附和离子交换法 |
| 1.3.1 应用研究进展 |
| 1.3.2 吸附和离子交换工艺评价 |
| 1.4 蒸发和冷冻结晶法 |
| 1.4.1 蒸发法 |
| (1)多效蒸发(MED)。 |
| (2)机械蒸汽再压缩(MVR)。 |
| 1.4.2 冷冻法 |
| 1.4.3 蒸发和冷冻结晶法工艺评价 |
| 1.5 焚烧法 |
| 1.5.1 应用研究进展 |
| 1.5.2 焚烧工艺评价 |
| 1.6 膜分离法 |
| 1.6.1 膜分离技术 |
| (1)反渗透(RO) |
| (2)正渗透(FO) |
| (3)超滤(UF)、微滤(MF) |
| (4)纳滤(NF) |
| (5)电渗析(ED) |
| (6)膜蒸馏(MD) |
| 1.6.2 膜分离法的应用 |
| 1.6.3 膜分离工艺评价 |
| 2 生物法 |
| 2.1 耐盐菌筛选驯化 |
| 2.2 生物法的应用 |
| 2.3 生物法工艺评价 |
| 3 组合工艺 |
| 4 总结与展望 |
（2）电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 焦化废水简介 |
| 1.1.1 焦化废水的产生、组分及危害 |
| 1.1.2 焦化废水的常规处理方法及出水特点与危害 |
| 1.1.3 焦化废水的深度处理方法 |
| 1.2 电催化氧化技术 |
| 1.2.1 电催化氧化技术的原理 |
| 1.2.2 电催化氧化材料的种类与选择 |
| 1.2.3 电催化氧化技术在废水处理中的研究现状 |
| 1.3 紫外氯强化电催化氧化技术的研究进展 |
| 1.4 课题的提出 |
| 1.4.1 目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料、装置与方法 |
| 2.1 实验材料及装置 |
| 2.1.1 焦化废水生化出水水质 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 实验药剂与仪器 |
| 2.2 测定项目及方法 |
| 2.3 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 2.3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 2.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 2.4 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 2.4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 2.4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 2.5 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证的实验方法 |
| 2.5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 2.5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水实验方法 |
| 第3章 电催化氧化-活性炭深度处理焦化废水实验研究 |
| 3.1 Ti/IrO_2-RuO_2电极的表征分析 |
| 3.2 电催化处理效果的影响因素分析 |
| 3.2.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 3.2.2 极板数量对处理效果的影响 |
| 3.2.3 极板间距对处理效果的影响 |
| 3.3 活性炭对电催化处理出水的吸附性能研究 |
| 3.3.1 吸附平衡研究 |
| 3.3.2 吸附动力学研究 |
| 3.3.3 吸附反应条件优化 |
| 3.4 三维荧光光谱分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水实验研究 |
| 4.1 紫外氯强化电催化处理效果的影响因素分析 |
| 4.1.1 电流密度对处理效果的影响 |
| 4.1.2 极板间距对处理效果的影响 |
| 4.2 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的机理研究 |
| 4.2.1 淬灭研究 |
| 4.2.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 紫外氯强化电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 紫外氯强化DSA电极电催化深度处理焦化废水普适性验证 |
| 5.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.1.1 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.1.2 紫外氯强化Ti/IrO_2阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水 |
| 5.2.1 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化处理效果的影响因素分析 |
| 5.2.2 紫外氯强化Ti/IrO_2-Ta_2O_5阳极电催化深度处理焦化废水的性能研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）高COD啶虫脒废水处理工艺研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 高COD化工废水水质特征及处理现状 |
| 1.3 蒸馏技术概述 |
| 1.3.1 蒸馏技术的主要方法 |
| 1.3.2 减压蒸馏技术的应用 |
| 1.3.3 减压蒸馏工艺的影响因素 |
| 1.4 铁碳微电解技术概述 |
| 1.4.1 铁碳微电解工艺反应机理 |
| 1.4.2 铁碳微电解工艺的应用 |
| 1.4.3 铁碳微电解工艺影响因素 |
| 1.5 Fenton氧化工艺概述 |
| 1.5.1 Fenton氧化工艺机理 |
| 1.5.2 Fenton氧化工艺的应用 |
| 1.5.3 Fenton氧化工艺影响因素 |
| 1.5.4 铁碳微电解和Fenton氧化组合工艺机理及应用 |
| 1.6 污水生物处理软件的概述 |
| 1.6.1 污水生物处理模型的发展及应用 |
| 1.6.2 污水厂模拟软件的介绍 |
| 1.6.3 污水厂模拟软件的应用 |
| 1.7 研究内容、创新点与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究创新点 |
| 1.7.3 研究技术路线 |
| 第二章 啶虫脒废水处理路线设计 |
| 2.1 啶虫脒废水 |
| 2.1.1 废水水量及水质 |
| 2.1.2 排放标准 |
| 2.2 废水处理工艺的选择 |
| 2.2.1 废水预处理工艺 |
| 2.2.2 废水生物处理工艺 |
| 2.3 废水预处理实验材料与方法 |
| 2.3.1 实验材料与仪器 |
| 2.3.2 实验装置 |
| 2.3.3 实验方案 |
| 2.3.4 分析测定方法 |
| 2.4 废水生物处理仿真模拟方法 |
| 第三章 废水预处理单独实验研究与结果讨论 |
| 3.1 减压蒸馏实验 |
| 3.1.1 单因素实验 |
| 3.1.2 处理能力分析 |
| 3.2 铁碳微电解实验 |
| 3.2.1 单因素实验 |
| 3.2.2 响应面优化实验 |
| 3.2.3 效果分析实验 |
| 3.3 芬顿氧化实验 |
| 3.3.1 单因素实验 |
| 3.3.2 响应面优化实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 废水预处理组合实验研究与结果讨论 |
| 4.1 组合工艺顺序的确定 |
| 4.2 单因素实验 |
| 4.3 响应面优化实验 |
| 4.4 组合工艺与单独工艺处理能力对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 废水生物处理工艺的仿真模拟与结果讨论 |
| 5.1 进水水质分析 |
| 5.2 废水生物处理工艺的确定 |
| 5.3 废水生物处理工艺参数的确定 |
| 5.3.1 水解酸化池停留时间对出水水质的影响 |
| 5.3.2 IFAS池溶解氧(DO)对出水水质的影响 |
| 5.3.3 污泥回流比对出水水质的影响 |
| 5.3.4 沉淀池排泥量对出水水质的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（4）悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的来源及危害 |
| 1.1.1 高盐废水的来源 |
| 1.1.2 高盐废水的危害 |
| 1.2 高盐废水的研究现状 |
| 1.2.1 物化法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.3 悬浮填料 |
| 1.3.1 悬浮填料在水处理中的应用 |
| 1.3.2 悬浮填料在高盐废水应用中的研究进展 |
| 1.4 本研究的内容、目的及意义 |
| 1.4.1 本研究的目的及意义 |
| 1.4.2 本研究的内容 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2.1 实验水质及装置 |
| 2.2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.3 高通量测序 |
| 第三章 悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及驯化耐盐菌 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 耐盐菌的驯化 |
| 3.2.1 耐盐菌的培养 |
| 3.2.2 盐度提高对污泥沉降性能的影响 |
| 3.2.3 驯化污泥的微生物相观察 |
| 3.3 投加悬浮填料前后盐度对SBR去除性能的影响 |
| 3.3.1 投加悬浮填料前后盐度对出水COD的影响 |
| 3.3.2 投加悬浮填料前后盐度对出水氨氮的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 盐度对悬浮填料附着微生物群落的影响分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 微生物物种群落分析 |
| 4.3 盐度对微生物群落丰富度和多样性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（5）面向高盐废水处理的高级氧化技术的改进及生命周期评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的定义及研究历程 |
| 1.1.1 高盐废水的定义 |
| 1.1.2 高盐废水的研究历程简述 |
| 1.2 高盐废水的来源 |
| 1.2.1 自然源 |
| 1.2.2 生活源 |
| 1.2.3 工业源 |
| 1.3 高盐废水带来的环境问题及治理策略 |
| 1.3.1 高盐废水带来的环境问题 |
| 1.3.2 零液体排放(ZLD)策略 |
| 1.4 高盐废水相关处理技术 |
| 1.4.1 生物处理技术 |
| 1.4.2 物理化学技术 |
| 1.4.3 高级氧化技术 |
| 1.5 生命周期评价在高氧化过程中的应用 |
| 1.6 研究内容及技术路线[95] |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 Fe/Al_2O_3臭氧化催化剂在反渗透浓水中的失活机理:硅酸盐的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 催化剂色度分选 |
| 2.2.2 废水组成 |
| 2.2.3 催化剂表征 |
| 2.2.4 催化剂失活机理分析—理论计算 |
| 2.3 工业装置运转和催化剂失活情况 |
| 2.4 催化剂的色密度分选 |
| 2.5 催化剂表征结果 |
| 2.6 催化剂失活机理 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 表面高碱性球状活性炭的改性及其催化臭氧氧化效率的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与药品 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 催化剂的改性 |
| 3.2.4 催化剂表征方法 |
| 3.2.5 催化臭氧化实验 |
| 3.2.6 实验分析方法 |
| 3.3 不同改性条件下球状活性炭的臭氧催化动力学 |
| 3.4 球状活性炭的表征结果 |
| 3.5 不同催化条件下改性球状活性炭催化臭氧化效率 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 高盐难降解医药废水均相Fenton工艺的生命周期评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 评价工具——Simapro软件 |
| 4.3 评价目标的选取及系统边界 |
| 4.4 清单数据收集及整理 |
| 4.4.1 安装阶段清单建立及数据收集 |
| 4.4.2 运行阶段清单建立及数据收集 |
| 4.5 高盐有机废水芬顿氧化系统生命周期环境影响评价 |
| 4.5.1 芬顿系统的生命周期的特征化及标准化分析结果 |
| 4.5.2 针对高盐医药废水芬顿氧化过程工程优化建议 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 含盐有机废水概述 |
| 1.1.1 含盐有机废水的特征 |
| 1.1.2 含盐有机废水的处理技术 |
| 1.2 好氧颗粒污泥研究进展 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的定义 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的特性 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的形成 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥的应用 |
| 1.3 课题来源 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验试剂及实验仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 反应器构型 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 污泥物理指标分析 |
| 2.3.2 污泥化学指标分析 |
| 2.3.3 扫描电镜技术 |
| 2.3.4 多重荧光染色技术 |
| 2.3.5 萘测定 |
| 2.3.6 Zn~(2+)测定 |
| 第3章 活性污泥快速颗粒化过程研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 接种污泥 |
| 3.2.2 废水水质 |
| 3.2.3 反应器运行 |
| 3.3 快速颗粒化过程中污泥粒径与形态特征 |
| 3.4 快速颗粒化过程中的污泥性能 |
| 3.4.1 污泥浓度 |
| 3.4.2 沉降性 |
| 3.4.3 团聚性 |
| 3.4.4 污泥强度 |
| 3.5 EPS |
| 3.6 快速颗粒化的阶段 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击性能及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 盐度冲击实验 |
| 4.2.2 反应器运行条件 |
| 4.2.3 废水成分 |
| 4.3 盐度冲击后好氧颗粒污泥系统效能与污泥浓度 |
| 4.4 盐度冲击后好氧颗粒污泥的活性与结构完整度 |
| 4.5 耐受盐度冲击好氧颗粒污泥中细胞损伤 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 含盐废水刺激好氧颗粒污泥强化吸附Zn~(2+)性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 好氧颗粒污泥的培育 |
| 5.2.2 盐度刺激实验 |
| 5.2.3 Zn~(2+)吸附实验 |
| 5.2.4 统计学分析方法 |
| 5.3 盐强化好氧颗粒污泥吸附重金属性能 |
| 5.4 盐刺激后好氧颗粒污泥的EPS分泌特征 |
| 5.5 好氧颗粒污泥中EPS官能团特征 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 好氧颗粒污泥耐受长期盐度胁迫性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 接种污泥与废水组分 |
| 6.2.2 反应器运行 |
| 6.2.3 菌群分析 |
| 6.3 盐度胁迫下COD去除效能 |
| 6.4 盐度肋迫下的生物活性 |
| 6.5 盐度胁迫下的污泥性能 |
| 6.5.1 沉降性 |
| 6.5.2 外观形貌 |
| 6.5.3 结构完整度 |
| 6.5.4 团聚性 |
| 6.6 盐度胁迫下的EPS |
| 6.7 盐度胁迫下的微生物群落演替 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 AD-3菌强化好氧颗粒污泥处理含盐有机废水 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 AD-3菌的培养 |
| 7.2.2 AD-3菌投加量优化 |
| 7.2.3 反应器运行 |
| 7.2.4 微生物菌群结构分析 |
| 7.2.5 功能基因分析 |
| 7.3 AD-3菌的生长特性与投加量的优化 |
| 7.4 好氧颗粒污泥降解萘效能 |
| 7.5 污泥性能 |
| 7.5.1 沉降性能 |
| 7.5.2 生物活性 |
| 7.5.3 结构完整度 |
| 7.5.4 污泥团聚性 |
| 7.6 EPS |
| 7.7 菌群结构变化 |
| 7.8 功能基因变化 |
| 7.9 本章小结 |
| 第8章 结论及展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文及申请专利情况 |
（7）基于中度嗜盐菌的好氧颗粒污泥特性及耐盐机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景、目的及意义 |
| 1.2 好氧颗粒污泥 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的定义 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的优点 |
| 1.3 好氧颗粒污泥的稳定调控 |
| 1.3.1 底物组成 |
| 1.3.2 有机负荷 |
| 1.3.3 水力剪切力 |
| 1.3.4 沉降时间 |
| 1.3.5 运行周期 |
| 1.3.6 反应器结构 |
| 1.3.7 接种污泥 |
| 1.4 好氧颗粒污泥的微生物胞外聚合物 |
| 1.5 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.6 嗜盐菌的耐盐机理 |
| 1.7 宏基因组及宏基因组学 |
| 1.7.1 宏基因组学 |
| 1.7.2 高通量测序技术 |
| 1.7.3 高通量测序技术在宏基因组学中的运用 |
| 1.8 研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置及运行参数 |
| 2.1.2 模拟废水组分 |
| 2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规水质指标 |
| 2.3.2 胞外聚合物(EPS) |
| 2.3.3 扫描电镜技术 |
| 2.3.4 多重荧光染色技术 |
| 2.3.5 冷冻切片 |
| 2.3.6 16S rRNA基因高通量测序分析 |
| 2.3.7 宏基因组测序分析 |
| 第3章 絮状污泥接种的耐盐好氧颗粒污泥培养和EPS特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 反应器启动及优化 |
| 3.2.2 接种污泥和废水组成 |
| 3.2.3 EPS提取和定量分析 |
| 3.2.4 EPS定性分析 |
| 3.2.5 高通量测序和分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 耐盐好氧颗粒污泥的培养及性能 |
| 3.3.2 耐盐好氧颗粒污泥EPS的特性研究 |
| 3.3.3 耐盐好氧颗粒污泥微生物群落结构 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 粒状污泥接种的耐盐好氧颗粒污泥培养和形成机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 反应器启动和条件优化 |
| 4.2.2 接种污泥和废水组成 |
| 4.2.3 高通量测序和分析 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 耐盐好氧颗粒污泥的形成过程 |
| 4.3.2 耐盐好氧颗粒污泥的微生物群落 |
| 4.3.3 耐盐好氧颗粒污泥的形成机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 耐盐好氧颗粒污泥的结构和性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 耐盐颗粒污泥的结构分析 |
| 5.2.2 盐度对耐盐好氧颗粒污泥系统性能的影响 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 耐盐好氧颗粒污泥的宏观结构 |
| 5.3.2 耐盐好氧颗粒污泥的微观结构 |
| 5.3.3 盐度对耐盐好氧颗粒污泥系统性能的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 基于宏基因组技术解析好氧颗粒污泥耐盐调控机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 耐盐好氧颗粒污泥宏基因组的生物多样性分析 |
| 6.3.2 耐盐好氧颗粒污泥宏基因组的功能和代谢通路分析 |
| 6.3.3 耐盐好氧颗粒污泥对盐胁迫的调控机制 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文及申请专利情况 |
（8）铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的研究现状 |
| 1.1.1 高盐废水的来源 |
| 1.1.2 高盐废水的危害 |
| 1.1.3 环氧树脂生产废水的特点 |
| 1.2 高盐废水的物化处理 |
| 1.3 高盐废水的生物处理 |
| 1.4 高盐废水的投加嗜盐菌生物强化处理 |
| 1.4.1 嗜盐菌的筛选 |
| 1.4.2 高盐废水投加嗜盐菌生物强化处理 |
| 1.5 研究内容与意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 废水及污泥来源 |
| 2.2 所用培养基 |
| 2.3 实验试剂 |
| 2.4 实验仪器 |
| 2.5 实验装置 |
| 2.5.1 预处理反应装置 |
| 2.5.2 UASB反应装置 |
| 2.5.3 SBR反应装置 |
| 2.6 分析测定方法 |
| 2.6.1 化学需氧量(COD_(Cr))测定方法 |
| 2.6.2 五日生化需氧量(BOD_5)测定方法 |
| 2.6.3 总有机碳(TOC)测定方法 |
| 2.6.4 污泥指标测定方法 |
| 2.6.5 嗜盐菌的分离与纯化 |
| 2.6.6 嗜盐菌形态的观察 |
| 2.6.7 革兰氏染色 |
| 2.6.8 细菌总DNA抽提 |
| 2.6.9 PCR扩增 |
| 2.6.10 菌体浓度的测定 |
| 第三章 环氧树脂生产废水的预处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁炭微电解 |
| 3.2.1 铁炭体积比对微电解效果的影响 |
| 3.2.2 废水pH值对处理效果的影响 |
| 3.3 Fenton氧化 |
| 3.3.1 Fe~(2+)投加量对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.2 H_2O_2投加量对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.3 pH值对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.4 [H_2O_2/Fe~(2+)]摩尔比对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.3.5 H_2O_2投加方式对Fenton氧化效果的影响 |
| 3.4 预处理废水可生化性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 嗜盐菌的分离、鉴定及生长特性研究 |
| 4.1 结果与讨论 |
| 4.1.1 嗜盐菌的驯化分离 |
| 4.1.2 嗜盐菌的形态观察 |
| 4.1.3 嗜盐菌的革兰氏染色 |
| 4.1.4 嗜盐菌DNA提取与PCR检测结果 |
| 4.1.5 菌株的16S rDNA序列分析和同源性比较 |
| 4.1.6 嗜盐菌的生长条件优化 |
| 4.2 本章小结 |
| 第五章 环氧树脂混合废水的生物强化处理研究 |
| 5.1 UASB反应器的处理研究 |
| 5.1.1 UASB反应器的启动 |
| 5.1.2 UASB反应器的启动阶段运行效果 |
| 5.1.3 UASB反应器的盐度驯化阶段运行效果 |
| 5.1.4 HRT对UASB反应器运行效果的影响 |
| 5.2 SBR反应器的处理研究 |
| 5.2.1 SBR反应器的耐盐驯化 |
| 5.2.2 SBR反应器驯化阶段运行效果 |
| 5.2.3 SBR反应器投加嗜盐菌 |
| 5.2.4 投加嗜盐菌前后SBR反应器的运行效果 |
| 5.2.5 投加嗜盐菌前后SBR反应器污泥性能的变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（9）臭氧催化/电解氧化联合UASB/SBR处理环氧树脂废水（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外高盐有机废水的研究现状 |
| 1.2.1 物化法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 物化-生化组合工艺 |
| 1.3 研究内容与目的 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目的 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 环氧树脂混合废水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 催化氧化反应装置 |
| 2.2.2 电解氧化反应装置 |
| 2.2.3 升流式厌氧污泥床反应器(UASB)装置 |
| 2.2.4 序批式活性污泥法(SBR)装置 |
| 2.3 组合工艺流程图 |
| 2.4 实验仪器 |
| 2.5 检测指标与分析测试方法 |
| 2.6 磁性活性炭的制备与表征方法 |
| 2.6.1 磁性活性炭的制备 |
| 2.6.2 磁性活性炭的表征 |
| 第三章 环氧树脂高盐有机废水的预处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 磁性活性炭的表征 |
| 3.2.1 X射线衍射(XRD) |
| 3.2.2 场发射扫描电子显微镜(FESEM) |
| 3.3 催化氧化实验影响因素分析 |
| 3.3.1 不同体系中CODCr的去除 |
| 3.3.2 气体流量的影响 |
| 3.3.3 初始pH值的影响 |
| 3.3.4 催化剂剂量的影响 |
| 3.3.5 催化剂稳定性的评估 |
| 3.4 电解氧化实验影响因素分析 |
| 3.4.1 初始pH值的影响 |
| 3.4.2 电流密度的影响 |
| 3.4.3 电极间距对处理效果的影响 |
| 3.4.4 电流效率的评估 |
| 3.4.5 电解氧化工艺最佳参数的确定 |
| 3.5 废水可生化性的测定及降解机理的初探 |
| 3.5.0 废水可生化性分析 |
| 3.5.1 UV-vis分析 |
| 3.5.2 GC-MS分析 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 环氧树脂高盐有机废水的生化处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 UASB反应器的处理研究 |
| 4.2.1 UASB反应器耐盐微生物的培养和驯化 |
| 4.2.2 UASB反应器的启动阶段分析 |
| 4.2.3 盐度对UASB反应器中有机物去除的影响 |
| 4.2.4 UASB反应器的运行阶段分析 |
| 4.3 SBR反应器的处理研究 |
| 4.3.1 SBR反应器耐盐微生物的培养和驯化方式 |
| 4.3.2 SBR反应器的启动和驯化阶段分析 |
| 4.3.3 SBR反应器的运行阶段分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（10）耐盐菌强化MBR集成技术处理高含盐有机废水研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 高含盐废水的定义及分类 |
| 1.3 染料中间体废水 |
| 1.3.1 染料中间体废水概况 |
| 1.3.2 染料中间体废水处理方法 |
| 1.4 膜生物反应器 |
| 1.4.1 膜生物反应器发展历史 |
| 1.4.2 膜生物反应器分类及特点 |
| 1.4.3 MBR在废水处理方面的应用 |
| 1.5 生物强化技术 |
| 1.6 研究方案的提出和研究内容 |
| 2 染料中间体废水预处理 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验仪器及药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验药品 |
| 2.2.3 实际污水来源 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 铁碳微电解法正交实验 |
| 2.3.2 Fenton法正交实验 |
| 2.3.3 臭氧氧化法正交实验 |
| 2.3.4 COD检测 |
| 2.3.5 色度 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 铁碳正交实验 |
| 2.4.2 铁碳单因素优化 |
| 2.4.3 Fenton正交实验 |
| 2.4.4 Fenton单因素优化 |
| 2.4.5 臭氧正交实验 |
| 2.4.6 臭氧单因素优化 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 蜡状芽孢杆菌强化MBR处理模拟染料中间体废水 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验仪器及药品 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 实验药品 |
| 3.2.3 污泥及菌种来源 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 污泥驯化 |
| 3.3.2 耐盐菌接种 |
| 3.3.3 苯胺浓度测定 |
| 3.3.4 苯磺酸钠浓度测定 |
| 3.3.5 葡萄糖浓度测定 |
| 3.3.6 其他参数检测方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 活性污泥驯化 |
| 3.4.2 盐度对污水处理效果及微生物的影响 |
| 3.4.3 污染物浓度对出水COD的影响 |
| 3.4.4 污泥浓度(MLSS)对出水COD的影响 |
| 3.4.5 水力停留时间(HRT)对出水COD的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
四、活性炭强化生物处理高含盐有机废水研究（论文参考文献）
- [1]有机高盐废水处理技术与发展展望[J]. 唐林,谢濠江,徐慧远,李柳禹,王基臣. 氯碱工业, 2021(08)
- [2]电催化高盐焦化废水生化出水性能及优化研究[D]. 谢莉. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]高COD啶虫脒废水处理工艺研究[D]. 李娉. 兰州大学, 2021(09)
- [4]悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析[D]. 程晓蕾. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [5]面向高盐废水处理的高级氧化技术的改进及生命周期评价[D]. 程晨. 华东理工大学, 2020(01)
- [6]好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究[D]. 武骁. 华东理工大学, 2020(01)
- [7]基于中度嗜盐菌的好氧颗粒污泥特性及耐盐机制[D]. 欧栋. 华东理工大学, 2020
- [8]铁炭微电解/Fenton氧化联合生物强化技术处理环氧树脂高盐废水[D]. 仇植. 合肥工业大学, 2020(02)
- [9]臭氧催化/电解氧化联合UASB/SBR处理环氧树脂废水[D]. 张华山. 合肥工业大学, 2019(01)
- [10]耐盐菌强化MBR集成技术处理高含盐有机废水研究[D]. 周豪. 浙江大学, 2019(03)