一、充氧技术为废水处理提供氧过饱和水（论文文献综述）
王话翔[1]（2020）在《上海城市地表水溶解氧时空分布特征及影响因素探讨》文中指出溶解氧（Dissolved Oxygen,DO）是表征水体质量、水生态健康的重要指标,是水体自净的重要条件。自上世纪溶解氧被国内外学者重点关注以来,关于溶解氧的时空分析研究,以及对低氧现象的危害、原因分析越来越深入。本研究依托上海市环保科研项目,结合GIS处理工具以及数理统计工具,对上海市地表水溶解氧的时空变化特征、典型溶解氧区域特征及溶解氧异常现象进行探讨,以期为水环境的评价及精细化管理提供相应的基础依据,为进一步提升水环境质量提供参考。本文所得出的主要结论如下:1、结合上海市地表水20162018年259个监测点位月份数据,通过Arcgis空间分析工具表征溶解氧时空变化,并评价溶解氧及其与水质因子间关系。结果为:（1）20162018年溶解氧总体逐步升高,冬季>春季>秋季>夏季,总体以中心城区为主向边郊“辐射”升高。低氧区域逐年降低,以高城市化的中心城区为主,冬、春季基本消失,夏、秋季受面源径流污染冲击溶解氧响应变化程度较低;高溶解氧以低城市化、水系发达边郊区域为主,冬、春季区域占比显着提高,汛期应以防汛与控制源头污染为主。（2）对溶解氧进行评价,溶解氧整体升高,不同季节及标准下提升水平有所差异,低温季节较高温季节改善明显。基于水质等级评价,冬季溶解氧显着提升,其中II类水由18.84%升至91.66%,夏季也呈明显提升,V类水下降91.19%,而从水生态角度冬季DO>6mg/L上升明显（116.49%）,但夏季DO<4mg/L无明显变化。（3）溶解氧除与pH呈显着正相关,与其他因子如水温、氨氮、总磷等指标呈显着负相关,pH、水温基本稳定,各污染物指标值逐年呈下降趋势。2、基于空间分布特征选择季节性低溶解氧区、中心城区合流制低溶解氧区以及高溶解氧区域进行分析,结果为:（1）以边郊奉贤区浦南运河为例探究溶解氧季节差异较大区域,溶解氧冬季明显高于其他季节,非汛期明显高于汛期,除水温影响外区域内农田比例较高,受氮磷物质影响明显,汛期总磷为主要污染因子,初期浓度最高,后期流失率逐渐下降,可加强汛期农田地表径流控制,实现农业绿色生产;（2）以苏州河为例对高度城市化的中心城区常年低溶解氧区进行探讨,缺氧时长占到了55.6%,受上游氨氮污染及支流氮磷污染明显,合流制泵站溢流放江与溶解氧呈负相关关系,全年总体及汛期水质污染因子为氨氮,说明高度城市化区域应主要控制生活及工业污染。（3）以崇明区为例对高溶解氧区域探讨,溶解氧年均值达到7.74mg/L,主要由于区域内水系发达,城市化程度低,无明显污染超标现象。全年氨氮影响程度较高,而汛期总磷为主要水质污染因子,应注意农业径流污染控制,预防突发性污染对溶解氧的冲击。3、基于溶解氧区域特点,在进行数据分析时发现溶解氧出现非常规的现象,从检测数据层面对上海市地表水环境溶解氧异常现象特征进行探讨,为监测过程中的精细管控提供理论支持,主要包括:（1）受藻类过多等因素影响的溶解氧过饱和现象。（2）受硝化细菌等因素影响的溶解氧与氨氮“两端”现象（即两者均过高或过低）。（3）常用的三种溶解氧检测方法（碘量法、电化学法与荧光法）受不同物质干扰而产生差异的现象。
林子绪[2]（2020）在《潮汐式生物接触氧化短程硝化反硝化强化脱氮研究》文中进行了进一步梳理《全国农村环境综合整治“十三五”规划》颁布以来,广大农村地区的分散式污水处理引起了有关部门的重视,而这其中最关键的是因地制宜寻求合理的处理技术与工艺改良。目前农村较低C/N限制了脱氮效果,因此能够节省碳源的脱氮工艺对提升脱氮效率有重要意义;同时高冲击负荷、缺少专业人员又对分散式污水处理装置的抗冲击负荷和管理提出了更高的要求。短程反硝化相比完全反硝化可节省40%碳源,而生物膜法同时具有高生物膜量、耐冲击负荷强、管理简便等优点,因此本研究中将短程硝化反硝化工艺应用于潮汐式生物接触氧化工艺中,为分散式污水提升脱氮效率提供一条新思路。实验首先进行了潮汐式生物接触氧化池的启动,采用污泥再生填料和聚氨酯填料同时进行,污泥再生填料的启动性能优于聚氨酯填料。污泥再生填料用时29天,COD、氨氮和总氮去除率最后分别稳定在90%、95%和50%左右;而聚氨酯填料用时43天,COD、氨氮和总氮去除率最终稳定在72%、80%和40%左右。因此污泥再生填料的启动性能更优;并且在稳定情况下运行效果更佳。基于污泥再生填料,改变淹没时间/空置时间、潮汐次数和停留时间,分析接触氧化池出水脱氮效果的变化,对生物接触氧化池内部充氧规律进行分析。在停留时间24h、潮汐24次的条件下,充氧效果与淹没空置比呈反比,氨氮、COD、出水DO浓度随淹没空置比的减小而减小,出水总氮浓度随着淹没空置比的增大呈现先减小后增大的趋势,最佳淹没/空置比为5,出水平均总氮浓度18.4mg/L,达到国标一级B排放标准。在停留时间12h、淹没空置比29的条件下,充氧效果与潮汐次数呈正比,出水氨氮、COD随潮汐次数的增多而降低,亚硝浓度随潮汐次数的增多先增大后减小,总氮浓度随潮汐次数的增大先减小后增大,最佳运行工况为每周期潮汐18次,出水平均亚硝浓度2.2mg/L,出现了短程硝化反硝化现象,出水平均总氮浓度为12.3mg/L,达到国标一级A排放标准。根据潮汐式生物接触氧化池充氧规律,寻求有利于亚硝酸型同步硝化反硝化的最优工况,实现后通过活性测试两种方法对菌群变化规律进行探索。停留时间24h的全程硝化生物接触氧化反应器,经48周期的12h低氧运行,成功实现了高效的亚硝酸型同步硝化反硝化,平均出水总氮11.3mg/L,达到国标一级A排放标准,脱氮率提升38%。分别测定了亚硝酸型SND启动过程第0d,30d,60d填料的比耗氧速率,在低氧条件下,AOB菌夺氧能力优于NOB菌,经过60d的实验,SOURNOB从0.7mg O2/gVSS·min下降到0.15mgO2/gVSS·min,NOB菌活性下降78%,成功完成了对NOB菌的淘洗。
王涵玥[3]（2019）在《扬水曝气系统对分层型水库浮游细菌的调节作用研究》文中进行了进一步梳理深水型水源水库季节性热分层现象会给水质带来严重影响,引起水质恶化和富营养化现象。扬水曝气技术作为一种新型的原位水质改善技术,能够利用混合充氧技术打破水体热分层结构,正广泛应用于国内多个水源水库的水质修复工程中。为了研究扬水曝气技术对典型分层型水源水库浮游细菌的调节效果及其作用机制,选取西安市水体营养状态不同的李家河水库和金盆水库作为研究对象,在对其进行水质分析的基础上,结合流式细胞技术、Biolog微平板技术以及16s rRNA高通量测序技术等研究方法,分析了两个水库的浮游细菌数量、代谢活性以及物种组成分布在扬水曝气系统运行前后的变化情况,并探讨了造成这种变化的可能原因,从而对扬水曝气技术对浮游细菌的调节机制作出解释。本研究得出的主要成果和结论如下:（1）扬水曝气系统的诱导混合和持续充氧作用能够有效破环自然状态下水体在夏秋季形成的热分层结构,使两水库垂向温差降至1℃以下,由于温跃层而形成的低氧区则向下迁移直至消失;系统运行前后,两水库的CODMn峰值分别削减了45.40%和20.63%,而水体受到氮素污染后,系统的持续运行使两水库各自平均总氮浓度分别下降了26.28%和25.00%。水质改变势必会对土着浮游细菌的种类和活性产生影响,而水质的改善可能与浮游细菌代谢能力的增强有关。（2）在浮游细菌数量方面,扬水曝气系统的运行可使细菌总数在垂向上的分层性差异显着减小,可培养细菌含量较运行前增长近10倍,且能够有效提高高核酸细菌（HNA）占比,这一定程度上反映出系统运行对浮游细菌生命活动的促进作用,有利于水体中有机污染物及营养盐的生物降解。（3）在浮游细菌活性及代谢能力方面,扬水曝气系统能够打破其热分层时期“表底低、中部高”的分布规律,使其在垂向分布上则呈现均衡化形态;系统运行期间,浮游细菌总代谢活性较运行前增幅可达174.15%,McIntosh多样性指数平均增幅可达92.10%,且这种提高在运行结束后仍具有持续性;同时系统运行使浮游细菌对糖类和醇类的代谢能力提高200%以上,对a-D-乳糖、L-苯基丙氨酸、I-赤藻糖醇和2-羟苯甲酸四种碳源的利用能力可达到运行前的8倍以上。这表明扬水曝气系统可强化细菌对水体污染物的降解功能和效率,从而有效控制内源污染。（4）浮游细菌种群结构受水质、降雨径流和扬水曝气系统运行的多重调控作用。扬水曝气系统运行在提高并均衡浮游细菌物种丰富度、多样性和均匀度的同时,使富营养化水库的蓝藻细菌（Cyanobacteria）较运行前削减了94.08%,证明其显着控藻效果;对于降雨径流带来的冲击和波动,扬水曝气系统则能够通过对浮游细菌的垂向均化作用快速修复水体生态环境的稳态。（5）扬水曝气系统对浮游细菌参与地球生物化学循环的情况具有调节作用:产氧光合作用菌群被显着抑制,而参与氮元素、硫元素、氢元素、铁锰元素循环的菌群以及能够促进水体脱氮的好氧反硝化潜能菌群得到明显强化。通过对水体环境的改变,扬水曝气系统强化了水体中相关功能菌群的生长繁殖,使水库水体生态环境物质交换和能量循环过程活跃化,从而更好地促进内源及外源污染的生物降解,最终达到水库水质修复的目的。（6）营养状况不同的两水库浮游细菌数量、代谢活性和种群分布差异与水质差异之间存在偶联和响应关系,但扬水曝气系统对两者的水质改善和生物调节机制基本相似。
邓凤霞[4]（2019）在《三聚磷酸钠电芬顿体系氧化效能强化及作用机制》文中研究指明电芬顿（electro-Fenton,EF）因以电能为驱动力,通过阴极氧还原反应（ORR）原位产H2O2,继而诱发·OH产生,具有氧化效率高、绿色、可控等优势,成为高效处理难降解有机污染物的新技术。然而EF中阴极2电子ORR反应活性/选择性低,导致H2O2积累量有限。同时酸性工作条件（pH≈3）严重制约电芬顿技术氧化效能的提高及实际工程应用。本研究采用三聚磷酸钠（3-TPP）为电解质,利用植物基生物炭修饰泡沫镍制备BC@Ni-Foam阴极,建立以酚类和磺胺噻唑（STZ）为目标降解污染物的电芬顿体系,旨在实现电芬顿宽pH范围内工作、阴极高H2O2积累量,并解析电芬顿体系强化有机污染物降解效能及作用机制。在以3-TPP为电解质的电芬顿体系中,通过响应面法建立苯酚降解率与影响因素(pH、Fe2+、电流)之间的多项式模型。经过方差验证该模型是有效、合理的。通过多项式函数模型推导及pH范围考察可知:3-TPP可将电芬顿最适pH从3左右提高至5.83。同时3-TPP的使用能够保证电芬顿体系在pH=3-8范围内均有良好的氧化效能。通过紫外可见分光光度法证实了:3-TPP拓宽电芬顿pH工作范围的机制是3-TPP含氧配合物与铁离子以“Fe-O”配位形成可溶解性Fe2+-3-TPP配合物,保证了pH=3-8时Fe2+以离子状态稳定存在于溶液中。以3-TPP为电解质的电芬顿体系对苯酚降解的一级反应速率常数(2.01×10-1min-1)是传统Na2SO4电解质(pH=3,6.34×10-2 min-1)的3.17倍,证明了3-TPP能够强化电芬顿的氧化效能。氧化能力的提高得益于Fe2+-3-TPP配合物能够活化分子氧,遵循O2→O2·-→H2O2→·OH路径强化·OH产生。通过荧光分光光度法和电子自旋共振间接捕获法,证实了其他多聚磷酸配体,如四聚磷酸钠（4-TPP）、焦磷酸钠（2-PP）及Na3PO4遵循与3-TPP类似的机制。其产·OH的能力顺序如下:[4-TPP]>[3-TPP]>[2-PP]≈[Na3PO4]。以含氮生物质为多孔生物炭前驱体,采用两步低温热解法制备氮自掺杂、含氧官能团的生物炭,将其修饰到三维骨架泡沫镍（Ni-Foam）上,制备BC@Ni-Foam阴极。通过TGA-DSC、SEM-EDS、BET、XPS、RDE等手段表征可知:热解温度为500oC、700o C、900o C时,生物质比表面积分别为6.00 m2g-1、69.00 m2 g-1、71.40 m2 g-1。低温热解（500o C）更有利于生物炭表面含氧（–C=O、C–O–C）/氮官能团的保存及亲水性能的提高。在热解温度分别为500oC、700o C、900o C时,H2O2积累量为1154.42μmol L-1、1000.00μmol L-1、891.00μmol L-1。BC@Ni-Foam阴极H2O2积累量比Ni-Foam阴极提高了12.38倍,电流效率提高至70.41%,而原始Ni-Foam阴极电流效率仅为5.22%。生物炭引入Ni-Foam阴极强化H2O2积累的机制:其一,生物炭引入提高了BC@Ni-Foam阴极ORR反应活性,界面电荷传质阻力由原始的95.7Ω降低至7.18Ω;其二,低温热解生物炭表面含氧官能团（–C=O、C–O–C）提高了阴极2电子ORR选择性,RDE实验验证了电压为-0.5 V时,其ORR反应转移电子数为2.3;其三,当3-TPP与BC@Ni-Foam阴极联合使用时,3-TPP存在将BC@Ni-Foam阴极H2O2积累量提高了37%,因3-TPP能够抑制H2O2体相及电化学无效分解作用,使3-TPP兼具H2O2稳定剂作用。以3-TPP和BC@Ni-Foam阴极的电芬顿体系,对实际焦化废水的降解,其最优条件为:Fe/3-TPP=3/10、pH=6.80、电流=300 mA及Cl-=2745 mg L-1。在该优化条件下,焦化废水3 h内的矿化率可达81.28%,高于传统电芬顿体系（55%）。电芬顿降解焦化废水能耗为0.13 kWh（g TOC）-1。针对STZ降解研究可知,在电解3 h时,电芬顿体系可以实现STZ 100%的降解,6 h内矿化率高达90%。根据UPLC/MS/MS结果推测STZ降解的可能途径,STZ降解以羟基化为主,然后断裂S-N键,继而开环形成小分子有机酸及无机阴阳离子,直至完全矿化。通过海洋细菌V.fischeri发光率来评估STZ电芬顿降解过程毒性变化,表明STZ降解过程生物毒性先增加后降低。本研究通过3-TPP电解质的应用及BC@Ni-Foam阴极制备,为解决电芬顿体系pH工作范围窄、阴极H2O2积累量低的问题提供一种新思路与借鉴。为难降解有机污染物的高效去除开发了一种新技术。
徐进[5]（2019）在《李家河水库水质演变规律与扬水曝气系统水质改善效果研究》文中指出近年来,随着水库水质的不断恶化及有害蓝藻的周期性爆发,水体富营养化进程日趋加快,严重破坏水体生态平衡,影响供水水质安全。扬水曝气技术作为一种新型原位控藻技术,不仅可以改善水体水质,还能够抑制藻类的繁殖,为水源地水质安全问题提供保障。本研究以西安市重要水源地——李家河水库为研究对象,通过持续的原位监测与实验室分析,研究了自然条件下水库水质演变规律和浮游藻类繁殖特征,以及扬水曝气系统对水质的改善效果,本文主要包括以下三方面内容:1)李家河水库季节性热分层特征及其对水质演变的影响;2)李家河水库浮游藻类生长繁殖规律及其影响因子;3)扬水曝气系统对水质的改善及对浮游藻类的控制效果。主要成果与结论如下:（1）李家河水库季节性热分层现象十分显着,从6月初开始,垂向水体温差逐渐变大,导致上下层水体间的密度差也不断增大,因此垂向水体间的物质与能量交换受阻,溶解氧（DO）出现明显分层现象,中间水层（525m）及底部水体DO均接近于0mg/L,呈现厌氧状态,加剧了底部沉积物中还原性物质的释放,稳定分层期结束后,垂向水体开始逐渐混合,富集于底部的还原性物质开始向上层水体迁移扩散,造成二次污染,严重影响水库水质。（2）李家河水库藻细胞密度峰值出现在水体稳定分层时期（2017年8月）,高达2.76×108cells/L,在该时期,李家河水库主要的优势藻种为蓝藻门的铜绿微囊藻和束丝藻,占总藻细胞数的80%以上,主要分布在05m水层中,而绿藻门的小球藻次之。随后便进入混合期,水体分层结构被削弱,藻类开始逐渐死亡衰减,至10月底藻细胞密度降低至9.0×106cells/L,此时硅藻门的小环藻和针杆藻成为主要的优势藻种。（3）扬水曝气技术不仅可以改善底部厌氧环境,抑制底泥中污染物质的释放,同时可以破坏水体分层结构,改善水库水质,抑制藻类的繁殖。在去年同时期未安装设备时,水体稳定热分层结构维持了3个月,温跃层厚度达18m,而在2018年扬水曝气系统在李家河水库建成运行之后,水体热分层结构明显削弱,系统连续运行8天后,温跃层由去年同期的25m处潜入水深45m处,温跃层厚度削减至10m,运行1个月后垂向水体完全混合,水温保持一致,改善了底部水体厌氧环境,水库内源释放得到了有效的控制。藻细胞密度也由去年同期的2.76×108cells/L骤减到4.0×106cells/L左右,其削减率高达98%,而相应的群落结构也发生了一定的变化,蓝藻门的铜绿微囊藻占比大大降低,由去年同期的80%降低到40%,主要优势藻变为小环藻和小球藻。
张国印[6]（2019）在《河网密集型城市黑臭水体仿生态修复技术研究》文中指出随着城镇化进程的不断加快,生活污水、工业污水以及径流中的污染物直排入河,导致城市黑臭水体不断涌现。由于河网密集型城市黑臭水体的成因、污染程度、环境条件等因素复杂和多变,治理方案只注重短期效应与单一技术的应用,忽视水质的长效保持与水生态修复,黑臭水体得不到彻底根治。因此研究河网密集型黑臭水体的系统化治理方案对黑臭水体治理具有重要意义。本文以河网密集型城市X市为研究对象,首先分析了该城市黑臭水体的污染特征、水质现状,并利用内梅罗指数法对该市黑臭水体进行定量分析。基于分析黑臭水体治理技术适用性的基础上,结合河网密集型城市黑臭水体特征,利用层次分析法对黑臭水体治理技术进行比选,依据河流自净与仿生态学原理模拟并强化水体自净过程中各系统的功能,提出了以模拟水体的“呼吸”、“精滤”、“免疫力”等系统功能为核心的仿生态修复技术体系,并选择高效的水处理设备对水体系统功能进行强化,深入研究了精滤设备、曝气设备、沉水植物对污染物的处理效能,建立了仿生态修复技术应用的示范工程项目,验证了仿生态修复技术的可行性。形成了以下结论:（1）河网密集型城市黑臭水体具有流速较缓、有机污染严重、径流污染问题突出、水生态退化等特点。在黑臭水体监测指标中,溶解氧DO与NH3-N占黑臭监测指标的权重较大,多数黑臭水体处于轻度黑臭状态。（2）基于层次分析法的黑臭水体治理技术优先级排序为:人工强化>生态修复>内源治理>点源控制>面源治理,结合河网密集型城市黑臭水体污染特征提出了仿生态修复技术及构建原则。（3）研究了仿生态修复技术中各处理单元对污染物的去除效能,精滤设备对SS截流率为66%。高效增氧设备对于NH3-N、TP、CODcr去除率分别为56%、33.8%、76%；沉水植物中对NH3.N、TP、CODcr的去除率最高分别为金鱼藻、伊乐藻、矮生苦草。（4）通过基于仿生态修复技术方案的示范工程建设,黑臭河流DO恢复至6mg/L左右,NH3-N、CODcr、TP的去除率分别为83.3%、55.6%、64.7%。水质达到地表V类水标准。
张潇[7]（2019）在《跌水曝气耦合回流供氧上升流式微氧污泥床生物脱氮性能研究》文中认为由于生物硝化作用和有氧碳矿化作用,传统污水处理工艺具有曝气量大、污泥产量高等缺点,曝气能耗占污水处理厂运行总能耗的60%。随着“碳中和”、“节能减排”等污水处理新理念逐渐被重视,在污水生物处理的最初阶段先通过以生物絮凝为主要作用的高负荷活性污泥工艺（HRAS）、化学强化一级处理（CEPT）、厌氧生物膜反应器（AnMBR）和精细截留发酵等碳源回收工艺,降低原水中有机碳源进入到后续活性污泥处理阶段的比例,使后续生化曝气过程的能耗降至最低的技术思想,逐渐成为污水处理行业的普遍共识。污水微氧生物处理工艺的溶解氧（DO）浓度为0.31.0 mg/L,系统中脱氮途径的多样化使其适用于处理低C/N比污水,节省了曝气量和基建投资,是低能耗的污水处理工艺。国内外对污水微氧生物处理工艺的研究和应用仍局限于高氨氮浓度污水处理领域,对碳源回收后的低C/N比低氨氮浓度城市污水处理的研究报道较少。本文围绕污水微氧生物处理新工艺展开,针对传统曝气方式充氧效率不稳定、复氧不均、DO控制精度低等问题,创新性的将可避免复氧不均的跌水曝气方式耦合于可提高供氧精确度的回流供氧中,提出小高差跌水曝气耦合回流供氧微氧技术,通过调节回流比控制装置内的DO浓度。本文首先确定了该技术处理低C/N比城市污水的设计与控制参数;设计并制作了跌水曝气耦合回流供氧一体化上升流式微氧污泥床反应器（upflow microaerobic sludge reactor,UMSR）;基于确定的控制参数,考察了UMSR的快速启动和进水COD/TN比的调控运行;观察了启动期污泥颗粒化现象;分析了启动过程中菌群结构演替规律以及不同COD/TN比运行条件下的微生物结构特征差异;解析了该反应器内的氮转移途径以及活性污泥微环境中的生态位和微生物活动;利用UASB考察了城市污水碳源回收的潜力,构建了UASB-UMSR的厌氧-微氧组合装置,分析了该组合装置处理城市污水的COD和TN的物料平衡。以碳源回收后的低C/N比城市污水为处理对象,在不同DO条件下启动1.5 L的跌水曝气耦合回流供氧装置,以确定该装置处理低C/N比城市污水的控制参数。试验结果表明,在进水NH4+-N平均浓度为70.0 mg/L、C/N比为1、HRT为24 h、装置回流比分别为3:1、4:1和10:1,DO浓度分别为0.33、0.42和1.48 mg/L的条件下,反应装置出水NH4+-N平均浓度分别为15.9、6.4和0.5 mg/L,TN的去除率分别达到58.5%、81.3%和52.9%,COD的去除率分别为70.2%、80.5%和90.1%;证明了在回流比为3:1和4:1的运行条件下,小高差跌水曝气耦合回流供氧微氧技术可以处理碳源回收后的低C/N比城市污水。基于控制参数的结果,设计并制作了4.4 L的UMSR小试模型,研究UMSR的快速启动过程以及运行参数对UMSR效能的影响。结果表明,UMSR在进水NH4+-N和TN平均浓度均为70.0 mg/L,C/N比为1和回流比为5:1的条件下,经过128天的启动期,其出水NH4+-N和TN浓度分别低于2.0和7.0 mg/L,去除率分别达到95.1%和90.4%。通过SEM,观测了UMSR的污泥颗粒化过程,在第100天,可观察到平均直径为200μm的致密的污泥颗粒。随后通过微调回流比为4.5:1和5.5:1,其TN去除率分别为86.2%和86.6%,均低于90.4%,因此确定5:1为最佳回流比。通过逐渐增加进水COD/TN比,在进水COD/TN比为0.5和1.5的条件下,UMSR对NH4+-N的平均去除率分别达到98.5%和80.0%,对TN的平均去除率分别达到90.0%和75.0%,在进水COD/TN比为2.0的条件下,UMSR对NH4+-N和TN的平均去除率分别达到60.0%和70.0%。随着COD/TN比的增加,蛋白质和多糖在SMP、LB-EPS和TB-EPS中的含量逐渐增加。利用高通量测序技术,对启动期微生物群落结构动态演替规律和不同COD/TN比调控运行的微氧污泥进行菌群结构分析,结果表明:经过128天的启动期,AOB的丰度从种泥中的0.25%增加至1.29%,NOB的丰度从0.50%增加至1.32%,异养反硝化菌的丰度从13.61%降低至6.63%,自养反硝化菌的丰度从0%增加至0.94%,厌氧氨氧化菌的丰度从0%增加至0.70%。COD/TN比对NOB的丰度影响较小,在进水COD/TN比为0.5、1.5和2.0条件下,其丰度分别为0.43%、0.42%和0.44%;随进水COD/TN比的增加,厌氧氨氧化菌的丰度从2.45%降低至1.08%,厌氧发酵菌的丰度从1.15%增加至2.51%,自养反硝化菌的丰度在COD/TN比为2.0条件下最高,为8.80%。结合UMSR的污染物去除效能,UMSR内存在多种生物脱氮途径,当COD/TN的去除量比<1时,以短程硝化/厌氧氨氧化作用为主;当COD/TN的去除量比>1时,以部分反硝化,厌氧氨氧化与异养反硝化作用为主。利用UASB考察了城市污水碳源回收的潜力,随后构建了UASB-UMSR的“厌氧-微氧”组合装置,并对组合装置处理城市污水的COD和TN物料平衡进行评估。结果表明,当进水COD和NH4+-N平均浓度分别为400.0 mg/L和70.0 mg/L时,组合装置的COD和TN出水浓度分别为60.0 mg/L和15.0 mg/L,总去除率分别达到95.0%和85.0%。约70%的进水COD在UASB中转化为甲烷;与传统的活性污泥法相比,组合装置的剩余污泥产量减少了80%。
许芳芳[8]（2019）在《某精制甘油生产废水特性及处理工艺改造研究》文中研究指明精制甘油生产废水是一种高浓度有机废水,除了含有大量残留甘油以外,还含有石油类、酯、醛、酸、无机盐等物质,废水成分复杂且难以降解。因此,研究经济可行的精制甘油废水处理升级改造工艺不仅有利于该类废水处理达标排放,也是甘油生产行业可持续发展的有力保障之一。本次改造研究基于实际工程:以“隔油+气浮+UASB+IC+活性污泥法+生物接触氧化+芬顿+混凝沉淀”处理精制甘油生产废水。但是实际运行中,由于后期废水水质出现较大变化且原工艺存在不合理之处,出水水质无法满足排放标准。针对这一情况,结合生产废水水质水量特点,本次研究在充分利用原有构筑物的基础上,在厌氧处理系统之前,增加1座调配池,以加强预处理阶段对废水的均质尽量效果;在原UASB和IC反应器前各串联1座厌氧罐,以夯实厌氧系统对CODCr的去除效果;将原有“活性污泥池+生物接触氧化池”改造为“二级接触氧化工艺”,强化好氧处理效果,稳定出水水质。工艺改造方案确定后,针对原气浮工艺对石油类去除效果不佳这一情况,采用小试与实际运行试验相结合的方式,优化气浮工艺中混凝剂投加量、回流比、溶气压力和停留时间这4个工艺参数,以提高对石油类的去除率,最终确定当PAC和PAM的最佳投加量分别为120mg/L和10mg/L,最佳停留时间为25min,回流比为40%,溶气压力为0.35MPa时,气浮工艺对石油类的去除率可达到87%。本次研究还详细介绍了厌氧罐的启动方案和后期运行效果,针对出现的“酸化”现象,进行原因分析并提出恢复措施。对于改造后的二级生物接触氧化工艺,通过单因素实验,最终确定一、二级接触氧化池的较优溶解氧水平分别为3mg/L和2.5mg/L。最后,对改造工艺稳定运行后的处理效果和主要技术经济进行分析,以实现出水达标、经济可行的目标。经过经过改造后,新工艺各处理单元能够稳定、高效运行,出水水质达到该地区接管标准,本工艺改造研究对当前精制甘油生产废水处理站的升级改造具有较大参考价值,并为后期类似的工程设计和运行提供了依据。
张云鹏[9]（2019）在《加压溶气微泡发生器气泡特征研究》文中研究说明随着微泡法在水环境修复领域的发展,越来越多的学者开始研究微泡形成及应用水体修复的机理。研究发现,相比普通气泡,微泡具有比表面积大、自身增压溶解、界面电位高、传质效率高和停留时间长等优势。本课题主要研究了加压溶气式微泡发生器在水相中的应用。根据相关装置的发生机理,组装一套加压溶气式微泡发生器,重点研究微泡发生器的优化条件,讨论改变不同条件对微泡尺寸分布和浓度的影响。运用图像法和光全散射法,分别测得气泡尺寸以及气泡浓度的变化,研究结果表明:用单因素变量法,分别测定改变操作压力、气水体积比、水流量和温度对气泡尺寸分布和浓度的影响,并得到设备最佳的操作压力、气水体积比、水流量和温度。气水体积比的最佳值为1.5:1、实验设备的最佳水流量为QL=20 L·min-1,最佳操作压力为P=0.4MPa,温度在1030℃测得微泡直径变化不大。实验中还发现液位高低、表面活性剂以及喷嘴的孔径大小均会对微泡的直径有一定的影响。当液位保持在液体进出口中间偏上时,生成气泡的尺寸稳定,且直径较小。两种不同孔径喷嘴的对比实验表明,与0.4mm的喷嘴相比,1mm的喷嘴不仅生成的微泡直径较小,且微泡的浓度较大。用SDS作为表面活性,最佳添加浓度为0.025g·L-1,微泡的中位直径从34.65μm减小到26.68μm,微泡浓度增加近一倍,表明表面活性剂对于气泡尺寸分布和浓度的影响作用较大。在15℃时实验测得,未投加组（中位直径为34.65μm）的溶解氧值为10.2mg·L-1,投加SDS组（中位直径为26.68μm）的微泡水的溶解氧值为11.1 mg·L-1,表明微泡的直径越小其增氧能力越强。
纪鑫奇[10]（2019）在《生物膜法厌氧氨氧化处理高浓度含氮废水试验研究》文中研究说明厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation,简称ANAMMOX）生物脱氮工艺因其具有节约氧耗、污泥产量低、基质去除速率高等显着优点,使其成为了国内外学者的研究热点。但活性污泥法中厌氧氨氧化菌体截留困难、极易流失,对进水水质要求严苛等缺点造成其难以实现在大规模的工程中应用。为此,本试验采用上流式厌氧生物膜反应器考察生物膜最佳反应基质比、基质浓度、冲击负荷等因素对厌氧氨氧化工艺处理效能的影响。本研究首先采用厌氧生物膜反应器建立了稳定的厌氧氨氧化处理系统,然后通过改变进水基质比,考察基质比对厌氧氨氧化生物膜脱氮效能的影响;在此基础上,提升进水基质氮浓度,考察不同进水基质浓度对厌氧氨氧化生物膜法脱氮效果的影响,随后进行生物膜抗冲击负荷试验,采用显微镜观测和宏基因组测序,观察宏观菌胶团、生物膜的结构形态、分析菌种分布特点。获得以下结论:（1）在进水基质比（NH4+-N:NO2--N）分别为1:1.32、1:1.20、1:1.108的情况下进行实验,通过对两种生物膜系统综合脱氮性能的对比考察,在基质比1:1.20时,两种生物膜系统厌氧氨氧化反应脱氮效果最好,此时帘式填料对氨氮和亚硝氮的平均去除率分别为96.42%、99.17%,束式填料对氨氮和亚硝氮的平均去除率分别为96.84%、99.20%。（2）提升进水基质氮浓度时,在总氮进水浓度由314.61mg/L提升至1262.56mg/L过程中,两种生物膜填料脱氮性能均呈现前中期上升,后期略有下降但未出现明显抑制的状态,远优于活性污泥法厌氧氨氧化,此时两种填料总氮平均去除率分别为91.33%和91.29%,其中对氨氮的平均去除率最终稳定至97.31%、97.65%,对亚硝氮的平均去除率稳定至97.60%、96.12%,根据基质氨氮和亚硝氮去除量验证生物膜法厌氧氨氧化最佳基质比为1:1.20。通过冲击负荷试验验证厌氧氨氧化生物膜系统具有较强的抗冲击负荷能力和恢复能力,其中束式填料表现较好。（3）通过对两种填料生物膜活性、表征和生物角度分析,经过高氮浓度进水培养的厌氧氨氧化生物膜仍具有较高活性,,厌氧氨氧化菌体明显增多。对两种填料结构组成进行显微观察,束式填料的组成结构有利于厌氧氨氧化菌体稳定附着和增殖聚集。宏基因组通量测序试验结果显示,两种填料生物膜中优势菌种均厌氧氨氧化菌,在帘式填料和束式填料中占比分别为25.9%和35.89%,其中对亚硝氮耐受性能更好的Candidatus Kuenenia含量最多。
二、充氧技术为废水处理提供氧过饱和水（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、充氧技术为废水处理提供氧过饱和水（论文提纲范文）
（1）上海城市地表水溶解氧时空分布特征及影响因素探讨（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区域与数据来源 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.2 数据来源与方法 |
| 2.2.1 数据来源 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 3 上海地表水环境溶解氧时空分布基本特征及其影响因素 |
| 3.1 地表水环境溶解氧时空分布基本特征 |
| 3.1.1 上海市2016~2018 年溶解氧年分布特征 |
| 3.1.2 上海市2016~2018 年溶解氧季节分布特征 |
| 3.2 地表水环境溶解氧评价 |
| 3.3 常规水质因子对溶解氧影响分析 |
| 4 上海地表水环境溶解氧典型区域特征探讨 |
| 4.1 季节性(汛期)低氧区域探讨 |
| 4.1.1 季节性低氧区基本变化特征分析 |
| 4.1.2 季节性低溶解氧区域溶解氧变化的水质因子探讨 |
| 4.2 中心城区合流制区域低氧现象探讨 |
| 4.2.1 中心城区溶解氧基本特征 |
| 4.2.2 河道上游以及支流污染对溶解氧影响 |
| 4.2.3 泵站放江对溶解氧影响 |
| 4.2.4 常年低溶解氧区域溶解氧变化的水质因子探讨 |
| 4.3 上海地表水环境高溶解氧分布的典型区域及特征 |
| 4.3.1 高溶解氧区特征及影响因素 |
| 4.3.2 高溶解氧区域溶解氧变化的水质因子探讨 |
| 5 上海地表水环境溶解氧异常现象特征及影响因素探讨 |
| 5.1 溶解氧过饱和现象分析 |
| 5.2 溶解氧与氨氮“两端”现象分析 |
| 5.3 溶解氧常规检测方法及其对比差异分析 |
| 6 结论建议与不足 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（2）潮汐式生物接触氧化短程硝化反硝化强化脱氮研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 分散式污水处理现状 |
| 1.1.1 引言 |
| 1.1.2 农村分散式污水的来源和构成 |
| 1.1.3 农村分散式污水的特性 |
| 1.1.4 农村分散式污水处理的现状 |
| 1.2 水体氮污染防治技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 生物接触氧化工艺研究进展 |
| 1.3.1 生物接触氧化工艺发展历程 |
| 1.3.2 生物接触氧化工艺特点 |
| 1.3.3 生物接触氧化工艺材料设备 |
| 1.3.4 生物接触氧化工艺应用现状 |
| 1.3.5 生物接触氧化工艺应用中存在的问题 |
| 1.4 本课题研究主要内容和意义 |
| 1.4.1 本课题研究主要内容 |
| 1.4.2 本课题技术路线 |
| 1.4.3 本课题研究主要目的和意义 |
| 第2章 实验装置和分析方法 |
| 2.1 实验设计方案 |
| 2.2 工艺流程和实验装置 |
| 2.2.1 工艺流程 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 接触氧化池填料的选择 |
| 2.2.4 实验污水来源及水质 |
| 2.2.5 实验分析方法和主要仪器 |
| 第3章 潮汐式生物接触氧化池启动及填料优选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 潮汐式生物接触氧化池挂膜启动 |
| 3.2.1 污泥再生填料挂膜启动 |
| 3.2.2 聚氨酯填料挂膜启动 |
| 3.2.3 两种填料启动对比 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 潮汐式生物接触氧化池运行参数优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 淹没空置时间比对脱氮的影响 |
| 4.2.1 淹没空置时间比对出水亚硝态氮及硝态氮的影响 |
| 4.2.2 淹没空置时间比对出水氨氮的影响 |
| 4.2.3 淹没空置时间比对出水COD的影响 |
| 4.2.4 淹没空置比对典型周期氨氮降解过程的影响 |
| 4.2.5 淹没空置比对典型周期COD降解过程的影响 |
| 4.2.6 淹没空置比对典型周期亚硝氮及硝氮变化过程的影响 |
| 4.2.7 淹没空置比对典型周期总氮变化过程的影响 |
| 4.2.8 淹没空置比对典型周期溶解氧变化过程的影响 |
| 4.3 潮汐次数对脱氮的影响 |
| 4.3.1 潮汐次数对出水亚硝态氮及硝态氮的影响 |
| 4.3.2 潮汐次数对出水氨氮的影响 |
| 4.3.3 潮汐次数对出水COD的影响 |
| 4.3.4 潮汐次数对典型周期氨氮降解过程的影响 |
| 4.3.5 潮汐次数对典型周期COD降解过程的影响 |
| 4.3.6 潮汐次数对典型周期亚硝氮及硝氮变化过程的影响 |
| 4.3.7 潮汐次数对典型周期总氮变化过程的影响 |
| 4.3.8 潮汐次数对典型周期溶解氧变化过程的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 亚硝酸型同步硝化反硝化强化脱氮研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 亚硝酸型SND启动特性 |
| 5.3 亚硝酸型SND典型周期氮、COD降解过程 |
| 5.4 活性测试 |
| 5.4.1 活性测试方法 |
| 5.4.2 活性测试结果 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）扬水曝气系统对分层型水库浮游细菌的调节作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究现状 |
| 1.1.1 水库水体现状及污染来源 |
| 1.1.2 水库水体季节性热分层现象 |
| 1.1.3 原位水质改善技术 |
| 1.1.4 水体浮游细菌研究现状 |
| 1.2 研究意义与内容 |
| 1.2.1 研究目的与意义 |
| 1.2.2 主要研究内容 |
| 1.3 研究技术路线 |
| 2 研究对象与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 李家河水库概况 |
| 2.1.2 金盆水库概况 |
| 2.2 采样与水质测定 |
| 2.2.1 采样点设置 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 原位水质检测方法 |
| 2.2.4 实验室水质检测方法 |
| 2.3 微生物指标测定分析 |
| 2.3.1 细菌总数测定 |
| 2.3.2 可培养菌落总数测定 |
| 2.3.3 细菌活性及群落代谢多样性测定分析 |
| 2.3.4 细菌种群结构分析 |
| 2.3.5 地球生物化学循环 |
| 3 扬水曝气系统对水质的调节作用 |
| 3.1 扬水曝气系统对李家河水库的水质调节作用 |
| 3.1.1 水温变化情况 |
| 3.1.2 溶解氧变化情况 |
| 3.1.3 水质变化情况 |
| 3.2 扬水曝气系统对金盆水库的水质调节作用 |
| 3.2.1 水温变化情况 |
| 3.2.2 溶解氧变化情况 |
| 3.2.3 水质变化情况 |
| 3.3 两水库水质差异分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 扬水曝气系统对李家河水库浮游细菌的调节作用 |
| 4.1 扬水曝气系统对李家河水库浮游细菌数量的影响 |
| 4.1.1 细菌总数变化情况 |
| 4.1.2 高核酸细菌(HNA)占比变化情况 |
| 4.1.3 可培养菌落数变化情况 |
| 4.2 扬水曝气系统对李家河水库浮游细菌代谢活性的影响 |
| 4.2.1 细菌活性的变化情况 |
| 4.2.2 细菌代谢多样性的变化情况 |
| 4.2.3 细菌的碳源利用能力变化情况 |
| 4.3 扬水曝气系统对李家河水库浮游细菌种群结构分布的影响 |
| 4.3.1 浮游细菌物种OTU分析 |
| 4.3.2 浮游细菌物种Alpha多样性分析 |
| 4.3.3 浮游细菌物种组成分析 |
| 4.3.4 浮游细菌种群结构样本差异分析 |
| 4.3.5 浮游细菌种群结构与环境因子关联分析 |
| 4.4 扬水曝气系统运行对地球生物化学循环调节效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 扬水曝气系统对金盆水库浮游细菌的调节作用 |
| 5.1 扬水曝气系统对金盆水库浮游细菌数量的影响 |
| 5.1.1 细菌总数变化情况 |
| 5.1.2 高核酸细菌(HNA)占比变化情况 |
| 5.2 扬水曝气系统对金盆水库浮游细菌种群结构分布的影响 |
| 5.2.1 浮游细菌物种OTU分析 |
| 5.2.2 浮游细菌物种Alpha多样性分析 |
| 5.2.3 浮游细菌物种组成分析 |
| 5.2.4 浮游细菌种群结构样本差异分析 |
| 5.2.5 浮游细菌种群结构与环境因子关联分析 |
| 5.3 扬水曝气系统运行对地球生物化学循环调节效果 |
| 5.4 两水库浮游细菌差异分析 |
| 5.4.1 浮游细菌数量差异分析 |
| 5.4.2 浮游细菌代谢活性差异分析 |
| 5.4.3 浮游细菌种群结构差异分析 |
| 5.4.4 浮游细菌种群分布影响因子差异分析 |
| 5.4.5 浮游细菌参与地球生物化学循环差异分析 |
| 5.5 扬水曝气系统水质改善和生物调节机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要科研成果 |
（4）三聚磷酸钠电芬顿体系氧化效能强化及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 难降解有机污染物概述及处理技术 |
| 1.1.1 难降解有机污染物概述 |
| 1.1.2 难降解有机污染物处理技术 |
| 1.2 电芬顿技术研究现状 |
| 1.2.1 电芬顿基本原理 |
| 1.2.2 电芬顿阴极H_2O_2 积累强化的研究进展 |
| 1.2.3 生物炭阴极研究现状及前景 |
| 1.2.4 电芬顿体系pH拓展研究进展 |
| 1.3 多聚磷酸简介及研究现状 |
| 1.4 课题的主要研究内容 |
| 1.4.1 课题的来源 |
| 1.4.2 课题选题依据、目的、意义 |
| 1.4.3 课题的主要内容和技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 主要的试剂及仪器 |
| 2.1.2 有机污染物的选取及焦化废水来源、特点 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 电芬顿反应装置 |
| 2.2.2 流化床去除磷的装置 |
| 2.3 电极的制备及表征 |
| 2.3.1 生物炭修饰的泡沫镍阴极 |
| 2.3.2 电极的表征 |
| 2.4 主要检测指标和方法 |
| 2.4.1 阴极产生H_2O_2 的测定 |
| 2.4.2 目标污染物及中间产物测定 |
| 2.4.3 自由基测定 |
| 2.4.4 生物毒性的测定 |
| 2.4.5 其他常规指标的测定 |
| 2.4.6 响应曲面法自变量及因变量选取 |
| 第3章 3-TPP电解质拓宽电芬顿pH工作范围及强化氧化效能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 响应面法验证3-TPP电解质对电芬顿pH范围拓展 |
| 3.2.1 多项式模型的建立及有效性验证 |
| 3.2.2 3 -TPP对电芬顿体系pH拓展及机制 |
| 3.3 3 -TPP电解质强化电芬顿氧化效能 |
| 3.3.1 3 -TPP电解质与常规Na2SO4 电解质对比 |
| 3.3.2 3 -TPP电解质强化电芬顿氧化能力机制解析 |
| 3.3.3 Fe~(2+)-3-TPP络合物体系活性物质鉴定 |
| 3.4 3 -TPP电解质与4-TPP、2-PP、Na_3PO_4 对比 |
| 3.5 Ni-Foam阴极在3-TPP电解质中的循环使用效果评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 生物炭修饰的泡沫镍阴极强化H_2O_2 积累 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 阴极结构表征 |
| 4.2.1 热重分析 |
| 4.2.2 表面形貌及比表面积分析 |
| 4.2.3 表面元素价态分析 |
| 4.2.4 电极液体接触角分析 |
| 4.3 阴极电化学表征 |
| 4.4 BC@Ni-Foam阴极H_2O_2 积累能力及与常规阴极对比 |
| 4.4.1 热解温度对阴极H_2O_2 积累量的影响 |
| 4.4.2 BC@Ni-Foam阴极与Ni-Foam阴极H_2O_2 积累量对比 |
| 4.4.3 BC@Ni-Foam阴极产生H_2O_2 与常规阴极对比 |
| 4.5 BC@Ni-Foam阴极强化H_2O_2 积累机制 |
| 4.5.1 BC@Ni-Foam阴极强化H_2O_2 产生机制 |
| 4.5.2 BC@Ni-Foam阴极协同3-TPP强化H_2O_2 积累机制 |
| 4.6 BC@Ni-Foam阴极循环使用次数 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 电芬顿体系对难降解有机污染物的去除效能及作用机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 焦化废水成分分析 |
| 5.3 不同体系对焦化废水矿化效果对比 |
| 5.4 电芬顿体系降解焦化废水影响因素 |
| 5.4.1 Fe~(2+)/3-TPP摩尔比对焦化废水矿化率影响 |
| 5.4.2 pH对焦化废水矿化率影响 |
| 5.4.3 电流对焦化废水矿化率影响 |
| 5.4.4 Cl~-浓度对焦化废水矿化率影响 |
| 5.5 电芬顿体系处理焦化废水降解效果评估 |
| 5.5.1 GC/MS和三维荧光对降解效果评价 |
| 5.5.2 电芬顿体系能耗及生物毒性变化评估 |
| 5.6 电芬顿体系降解磺胺类(STZ)影响因素 |
| 5.6.1 电流密度对STZ降解的影响 |
| 5.6.2 STZ初始浓度对STZ降解的影响 |
| 5.6.3 Fe~(2+)浓度对STZ降解的影响 |
| 5.6.4 电芬顿体系对STZ降解的可能途径解析 |
| 5.6.5 电芬顿体系对STZ降解过程毒性评估 |
| 5.7 CaCl_2 法去除磷 |
| 5.8 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）李家河水库水质演变规律与扬水曝气系统水质改善效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水库季节性热分层现象 |
| 1.2.1 水库季节性热分层形成及影响因素 |
| 1.2.2 水体热分层对水质及生态环境的影响 |
| 1.3 水库浮游植物研究现状 |
| 1.3.1 水库富营养化及其危害 |
| 1.3.2 影响浮游藻类生长的主要环境因子 |
| 1.3.3 水体富营养化评价 |
| 1.4 研究内容及意义 |
| 1.4.1 研究主要目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 李家河水库概况 |
| 2.2 采样与分析方法 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 水样采集与水质监测方法 |
| 2.2.3 浮游藻类采集与鉴定方法 |
| 3 李家河水库季节性热分层与水质演变特征 |
| 3.1 季节性热分层特征 |
| 3.2 溶解氧浓度时空变化特征 |
| 3.2.1 溶解氧的垂向分布及季节性变化 |
| 3.2.2 中部厌氧层形成机理分析 |
| 3.3 营养盐浓度时空变化特征 |
| 3.3.1 氮垂向分布与季节性变化 |
| 3.3.2 磷垂向分层与季节性变化 |
| 3.4 有机物浓度时空变化特征 |
| 3.5 铁锰浓度时空变化特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 水体富营养化评价及藻类季节性繁殖演替规律 |
| 4.1 李家河水库光热特性 |
| 4.1.1 水体透明度季节性变化 |
| 4.1.2 真光层、混合层及真光层/混合层季节性变化 |
| 4.2 李家河水库水体富营养化评价 |
| 4.3 李家河水库浮游藻类种群结构组成与季节性变化 |
| 4.3.1 浮游藻类种属组成 |
| 4.3.2 浮游藻类数量及种群时空演替 |
| 4.4 浮游藻类生长影响因子分析 |
| 4.4.1 水温和光照对藻类繁殖的影响[75] |
| 4.4.2 营养盐对藻类繁殖的影响 |
| 4.4.3 降雨径流对藻类繁殖的影响 |
| 4.5 李家河水库浮游藻类功能类群时空演替规律 |
| 4.5.1 浮游藻类功能类群划分 |
| 4.5.2 浮游藻类功能类群季节性演替特性 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 李家河水库扬水曝气系统水质改善效果 |
| 5.1 李家河水库扬水曝气系统组成与运行情况 |
| 5.2 扬水曝气系统运行效果分析 |
| 5.2.1 对藻类生长的抑制效果 |
| 5.2.2 水体混合效果 |
| 5.2.3 充氧效果 |
| 5.2.4 对沉积物中污染物释放的抑制效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要研究成果及结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 研究生期间成果 |
（6）河网密集型城市黑臭水体仿生态修复技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 黑臭水体概述 |
| 1.2.1 黑臭水体定义 |
| 1.2.2 黑臭水体成因分析 |
| 1.2.3 黑臭水体形成机理 |
| 1.3 黑臭水体治理技术现状 |
| 1.3.1 物理方法 |
| 1.3.2 化学方法 |
| 1.3.3 生物方法 |
| 1.3.4 生态修复 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 水质分析与评价方法 |
| 2.1 监测点的设置 |
| 2.2 水质分析方法 |
| 2.3 水质评价方法 |
| 2.3.1 黑臭单因子指数模型 |
| 2.3.2 多元线性回归模型 |
| 2.3.3 有机污染指数模型 |
| 2.3.4 内梅罗污染指数法 |
| 3 河网密集型城市黑臭水体污染特征 |
| 3.1 X市概况 |
| 3.1.1 地理概况 |
| 3.1.2 气候概况 |
| 3.1.3 水系概况 |
| 3.2 X市水环境特征 |
| 3.2.1 水系特征 |
| 3.2.2 管网现状 |
| 3.2.3 污染特征 |
| 3.3 X市水质现状分析 |
| 3.3.1 溶解氧 |
| 3.3.2 氧化还原电位 |
| 3.3.3 氨氮 |
| 3.4 X市黑臭水体水质现状评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 仿生态修复技术 |
| 4.1 河网密集型城市黑臭水体治理思路 |
| 4.2 黑臭水体治理技术适用性分析 |
| 4.2.1 点源控制 |
| 4.2.2 面源控制 |
| 4.2.3 内源治理 |
| 4.2.4 人工强化 |
| 4.2.5 生态修复 |
| 4.3 黑臭水体治理技术比选 |
| 4.3.1 层次分析法概述及步骤 |
| 4.3.2 建立层次结构模型 |
| 4.3.3 构建判断矩阵 |
| 4.3.4 判断矩阵的一致性检验 |
| 4.3.5 组合权向量计算 |
| 4.4 仿生态修复技术体系的构建 |
| 4.4.1 仿生态修复技术基本原理 |
| 4.4.2 仿生态修复技术体系的构建原则 |
| 4.4.3 仿生态修复技术体系 |
| 4.4.4 仿生态修复技术设备 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 仿生态修复技术单元处理效能研究 |
| 5.1 精滤设备对SS截流效能 |
| 5.1.1 试验装置 |
| 5.1.2 监测结果 |
| 5.2 微气泡曝气对污染物去除效果 |
| 5.2.1 河流概况 |
| 5.2.2 曝气设备选择 |
| 5.2.3 监测点设置 |
| 5.2.4 监测结果 |
| 5.2.5 微气泡曝气技术对污染物的降解系数拟合 |
| 5.3 沉水植物对污染物的去除效能研究 |
| 5.3.1 试验方案 |
| 5.3.2 监测结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 仿生态修复技术示范工程 |
| 6.1 黑臭河流概况 |
| 6.1.1 基本信息 |
| 6.1.2 污染源分析 |
| 6.1.3 水质分析 |
| 6.1.4 污染负荷计算 |
| 6.1.5 环境容量计算 |
| 6.2 仿生态修复技术治理方案设计 |
| 6.2.1 治理方案总体设计思路 |
| 6.2.2 工程实施方案 |
| 6.3 治理效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议及展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）跌水曝气耦合回流供氧上升流式微氧污泥床生物脱氮性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 低C/N比污水生物脱氮技术研究现状 |
| 1.2.1 硝化反硝化生物脱氮理论与工艺 |
| 1.2.2 短程硝化反硝化理论与工艺 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化理论与技术 |
| 1.3 微氧生物处理技术 |
| 1.3.1 微氧生物处理技术及其优势 |
| 1.3.2 微氧生物处理技术研究现状 |
| 1.3.3 低氨氮低C/N比污水微氧生物脱氮的可行性分析 |
| 1.3.4 低氨氮低C/N比污水微氧生物脱氮技术的关键问题 |
| 1.4 曝气方式 |
| 1.4.1 传统曝气方式 |
| 1.4.2 跌水曝气方式 |
| 1.4.3 回流供氧方式 |
| 1.5 研究主要内容与技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 跌水曝气耦合回流供氧技术装置 |
| 2.1.2 跌水曝气耦合回流供氧一体化上升流式微氧污泥床 |
| 2.1.3 上升流式厌氧污泥床 |
| 2.1.4 厌氧-微氧组合装置 |
| 2.2 实验用水与接种污泥 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 反应器运行 |
| 2.3 试验仪器设备及试剂 |
| 2.3.1 主要仪器设备 |
| 2.3.2 主要试剂 |
| 2.4 试验分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目及检测方法 |
| 2.4.2 非常规分析项目及检测方法 |
| 2.4.3 微生物群落结构高通量测序分析方法 |
| 第三章 跌水曝气耦合回流供氧微氧脱氮装置的参数确定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 跌水回流方式与复氧效率的关系 |
| 3.2.1 跌水高度与复氧效率的关系 |
| 3.2.2 回流比与装置内DO的关系 |
| 3.3 跌水曝气耦合回流供氧装置的启动 |
| 3.3.1 氨氮变化规律 |
| 3.3.2 总氮变化规律 |
| 3.3.3 COD和 pH变化规律 |
| 3.4 装置的运行效果与功能菌群分析 |
| 3.4.1 反应装置脱氮效果分析 |
| 3.4.2 反应装置的微生物群落与功能分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 UMSR的启动与调控运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 UMSR的启动运行与回流比的精度控制 |
| 4.2.1 污染物的变化规律 |
| 4.2.2 启动过程的污泥颗粒化 |
| 4.3 UMSR进水碳氮比的调控运行 |
| 4.3.1 进水碳氮比对UMSR处理效能的影响 |
| 4.3.2 进水碳氮比对UMSR污泥形态及结构的影响 |
| 4.3.3 进水碳氮比对UMSR污泥胞外聚合物的影响 |
| 4.3.4 进水碳氮比对UMSR污泥胞外聚合物组分含量的影响 |
| 4.4 UMSR对处理低C/N比低氨氮浓度污水的适用性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 UMSR碳氮同步去除机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 UMSR碳氮同步去除的微生物学基础 |
| 5.2.1 回流比精确调控的微生物群落与功能动态分析 |
| 5.2.2 进水碳氮比调控运行的群落结构和功能分析 |
| 5.3 UMSR的生物脱氮途径与机制 |
| 5.3.1 UMSR系统内潜在的微生物脱氮途径 |
| 5.3.2 颗粒污泥模型中推断的生态位和活动 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 UASB-UMSR组合装置的运行及物料平衡 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 UASB的启动与运行 |
| 6.2.1 UASB的启动与运行效果分析 |
| 6.2.2 UASB污泥形态及结构观察 |
| 6.2.3 UASB污泥颗粒粒径分析 |
| 6.2.4 UASB污泥群落分析 |
| 6.3 UASB-UMSR组合装置的运行效能 |
| 6.3.1 UASB的运行效能 |
| 6.3.2 UMSR的运行效能 |
| 6.4 UASB-UMSR组合装置的物料平衡 |
| 6.4.1 碳的质量平衡 |
| 6.4.2 氮的质量平衡 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及科研情况 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 博士学位论文独创性说明 |
（8）某精制甘油生产废水特性及处理工艺改造研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 甘油生产废水处理研究现状 |
| 1.3 高浓度有机废水处理研究现状 |
| 1.3.1 化学法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 组合工艺 |
| 1.4 研究目的、意义与内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 精制甘油生产废水特性分析 |
| 2.1 试验材料及方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验分析技术与方法 |
| 2.2 精制甘油废水来源及水质特性 |
| 2.2.1 精制甘油生产工艺流程 |
| 2.2.2 精制甘油废水来源及水质特性 |
| 2.3 综合生产废水水质特点 |
| 第三章 原处理工艺应用效果分析 |
| 3.1 废水处理站改造前工艺流程 |
| 3.1.1 改造前的废水处理工艺概述 |
| 3.2 原工艺应用效果 |
| 3.2.1 工艺改造前出水水质 |
| 3.2.2 污水排放标准 |
| 3.3 原工艺存在的问题及分析 |
| 3.3.1 废水水质变化 |
| 3.3.2 预处理系统 |
| 3.3.3 厌氧处理系统 |
| 3.3.4 好氧处理系统 |
| 3.3.5 污泥处理系统 |
| 第四章 精制甘油生产废水工艺改造方案 |
| 4.1 改造原则 |
| 4.2 改造工程设计水量及进出水水质指标 |
| 4.3 改造思路 |
| 4.4 精制甘油生产油废水处理改造工艺的选择 |
| 4.4.1 预处理工艺改造 |
| 4.4.2 厌氧处理单元改造 |
| 4.4.3 好氧处理单元改造 |
| 4.4.4 污泥处理系统 |
| 4.5 改造后工艺流程及主要构筑物参数及设备说明 |
| 4.5.1 改造后废水处理工艺 |
| 4.5.2 主要构筑物参数及设备 |
| 第五章 气浮工艺优化试验 |
| 5.1 混凝药剂及复合药剂投加量对气浮工艺处理效果的影响 |
| 5.1.1 单一混凝剂(PAC)投加量对混凝反应的影响 |
| 5.1.2 复合药剂投加量对混凝反应的影响 |
| 5.2 停留时间对气浮处理效果的影响 |
| 5.3 溶气压力对气浮处理效果的影响 |
| 5.4 回流比对气浮处理效果的影响 |
| 5.5 稳定性实验 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 厌氧罐运行效果及酸化恢复研究 |
| 6.1 厌氧罐的启动 |
| 6.1.1 污泥接种 |
| 6.1.2 环境条件 |
| 6.1.3 进料负荷方案 |
| 6.1.4 厌氧罐调试结果 |
| 6.2 厌氧罐运行效果 |
| 6.3 厌氧罐酸化及恢复措施 |
| 6.3.1 运行数据 |
| 6.3.2 厌氧罐酸化原因分析 |
| 6.3.3 恢复措施 |
| 6.3.4 恢复效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 二级生物接触氧化工艺研究 |
| 7.1 生物接触氧化池的启动 |
| 7.1.2 启动方案 |
| 7.1.2 启动效果 |
| 7.2 溶解氧对生物接触氧化工艺的影响 |
| 7.2.1 溶解氧水平对一级接触氧化池COD去除效果的影响 |
| 7.2.2 溶解氧水平对二级接触氧化池COD去除效果的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 改造后运行效果及工程技术经济分析 |
| 8.1 改造后工艺处理效果 |
| 8.1.1 预处理单元效果分析 |
| 8.1.2 厌氧处理单元效果分析 |
| 8.1.3 好氧处理单元效果分析 |
| 8.1.4 深度处理单元效果分析 |
| 8.2 主要经济技术分析 |
| 第九章 结论和建议 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 建议 |
| 参考文献 |
（9）加压溶气微泡发生器气泡特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 常规水修复方法 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.2.4 微泡水体修复技术 |
| 1.3 微泡的基本特性 |
| 1.3.1 比表面积大 |
| 1.3.2 自由基丰富 |
| 1.3.3 自身增压溶解 |
| 1.3.4 界面电位高 |
| 1.3.5 传质效率高 |
| 1.3.6 停留时间长 |
| 1.4 微泡法水体修复的研究现状 |
| 1.4.1 地表水净化 |
| 1.4.2 污水处理 |
| 1.4.3 土壤及地下水修复 |
| 1.5 课题研究的主要内容和意义 |
| 1.5.1 课题研究的内容 |
| 1.5.2 课题研究的意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验装置机理及设计 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 微泡发生装置的分类 |
| 2.2.1 旋流式微泡发生器 |
| 2.2.2 射流式微泡发生器 |
| 2.2.3 孔板式微泡发生器 |
| 2.2.4 溶气真空法 |
| 2.2.5 加压溶气微泡发生器 |
| 2.2.6 超声微泡发生装置 |
| 2.2.7 电解微泡发生装置 |
| 2.3 微泡水体修复机理 |
| 2.3.1 斯托克斯沉降定律 |
| 2.3.2 气泡传质理论 |
| 2.4 加压溶气式发生器的机理 |
| 2.5 实验装置 |
| 2.5.1 实验装置的设计 |
| 2.5.2 实验装置操作方法 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 微泡尺寸分布及浓度测定的方法研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 气泡尺寸分布的测量方法 |
| 3.2.1 探针法测量气泡尺寸分布 |
| 3.2.2 取样照相法测量气泡尺寸分布 |
| 3.2.3 摄像法测量气泡尺寸分布 |
| 3.2.4 超声法测量气泡尺寸分布 |
| 3.3 气泡浓度的测量方法 |
| 3.3.1 图像分析法 |
| 3.3.2 光全散射法 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 仪器测试条件的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验内容 |
| 4.3 微泡尺寸分布的测定方法 |
| 4.3.1 尺寸分布的测定步骤 |
| 4.3.2 图像仪条件的确定 |
| 4.4 微泡浓度的测定方法 |
| 4.4.1 最大吸收波长的测定 |
| 4.4.2 微泡的动力学测定 |
| 4.5 水体溶解氧的测定方法 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 加压溶气式微泡发生器影响因素研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 环境条件改变对微泡中位直径的影响 |
| 5.2.1 气水体积比对微泡中位直径的影响 |
| 5.2.2 水流量对微泡中位直径的影响 |
| 5.2.3 温度对微泡中位直径的影响 |
| 5.2.4 罐体压力对微泡中位直径的影响 |
| 5.3 其他条件改变对微泡尺寸的影响 |
| 5.3.1 液面位置对微泡中位粒直径的影响 |
| 5.3.2 喷嘴孔径对微泡中位直径的影响 |
| 5.4 特定条件下发生器的性能对比 |
| 5.5 表面活性剂对微泡中位直径的影响 |
| 5.6 微泡尺寸对溶解氧的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（10）生物膜法厌氧氨氧化处理高浓度含氮废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 氮素污染的来源 |
| 1.1.2 氮素污染的危害 |
| 1.2 含氮废水处理方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物脱氮法 |
| 1.3 传统生物脱氮法 |
| 1.4 新型生物脱氮技术 |
| 1.4.1 短程硝化反硝化 |
| 1.4.2 同步硝化反硝化 |
| 1.4.3 厌氧氨氧化 |
| 1.5 生物膜法脱氮 |
| 1.5.1 生物滤池 |
| 1.5.2 生物转盘 |
| 1.5.3 生物接触氧化 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 2 试验装置与分析方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验填料 |
| 2.4 试验用水 |
| 2.5 检测项目与分析方法 |
| 3 厌氧氨氧化反应基质比对生物膜系统脱氮效能的影响 |
| 3.1 试验的设计与运行条件 |
| 3.2 不同基质比对生物膜反应器脱氮性能的影响 |
| 3.2.1 不同基质比对帘式填料生物膜氨氮去除效果的影响 |
| 3.2.2 不同基质比对束式填料生物膜氨氮去除效果的影响 |
| 3.2.3 不同基质比对帘式填料生物膜亚硝氮去除效果的影响 |
| 3.2.4 不同基质比对束式填料生物膜亚硝氮去除效果的影响 |
| 3.2.5 基质比对不同填料生物膜系统脱氮效果影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 高浓度氮对厌氧氨氧化生物膜脱氮效能的影响 |
| 4.1 试验设计与运行条件 |
| 4.2 氮浓度提升对生物膜法厌氧氨氧化脱氨氮效能影响 |
| 4.2.1 提升氮浓度对帘式填料生物膜氨氮去除效果影响 |
| 4.2.2 提升氮浓度对束式填料生物膜氨氮去除效果影响 |
| 4.3 氮浓度提升对生物膜法厌氧氨氧化脱亚硝氮效能影响 |
| 4.3.1 提升氮浓度对帘式填料生物膜亚硝氮去除效果影响 |
| 4.3.2 提升氮浓度对束式填料生物膜亚硝氮去除效果影响 |
| 4.4 提升氮浓度对生物膜法厌氧氨氧化脱氮效能影响 |
| 4.4.1 提升氮浓度对帘式填料生物膜脱氮效果的影响 |
| 4.4.2 提升氮浓度对束式填料生物膜脱氮效果的影响 |
| 4.4.3 提升氮浓度对两种生物膜脱氮性能影响 |
| 4.5 生物膜抗冲击负荷试验 |
| 4.5.1 试验设计与运行条件 |
| 4.5.2 生物膜抗冲击试验脱氮效果 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 生物膜特性分析 |
| 5.1 生物膜活性试验 |
| 5.2 生物膜特性分析 |
| 5.2.1 生物膜的形态与结构 |
| 5.2.2 宏基因组通量测序 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
四、充氧技术为废水处理提供氧过饱和水（论文参考文献）
- [1]上海城市地表水溶解氧时空分布特征及影响因素探讨[D]. 王话翔. 华东师范大学, 2020(11)
- [2]潮汐式生物接触氧化短程硝化反硝化强化脱氮研究[D]. 林子绪. 兰州交通大学, 2020(01)
- [3]扬水曝气系统对分层型水库浮游细菌的调节作用研究[D]. 王涵玥. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [4]三聚磷酸钠电芬顿体系氧化效能强化及作用机制[D]. 邓凤霞. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [5]李家河水库水质演变规律与扬水曝气系统水质改善效果研究[D]. 徐进. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [6]河网密集型城市黑臭水体仿生态修复技术研究[D]. 张国印. 北京交通大学, 2019(01)
- [7]跌水曝气耦合回流供氧上升流式微氧污泥床生物脱氮性能研究[D]. 张潇. 太原理工大学, 2019(08)
- [8]某精制甘油生产废水特性及处理工艺改造研究[D]. 许芳芳. 合肥工业大学, 2019(01)
- [9]加压溶气微泡发生器气泡特征研究[D]. 张云鹏. 上海第二工业大学, 2019(06)
- [10]生物膜法厌氧氨氧化处理高浓度含氮废水试验研究[D]. 纪鑫奇. 沈阳建筑大学, 2019(06)