一、Research on Dynamics Design for Active Sludge System（论文文献综述）
刘紫威[1]（2021）在《利用ASM1模型分析进水颗粒无机物对污水厂运行的影响》文中进行了进一步梳理调查研究表明,由于我国下水道渗漏和合流制的排水体制,我国市政污水处理厂存在进水中无机悬浮颗粒（Inorganic Suspended Solids,ISS）浓度高于欧洲发达国家平均水平。尤其是降雨期间,由于雨水对地表的冲刷作用,大量无机物随雨水一起进入污水合流制管道,致使污水厂进水无机固体浓度增高。进水中部分无机物随之进入后续的污水生物处理单元,导致污泥活性、MLVSS/MLSS 比值、污水脱氮效率降低以及较高的污泥产率,污水进水中含较高无机物浓度导致污水厂难以高效运行。因此为了保障污水处理效果,对污水进水中的无机物是如何定量地影响污水厂就显得十分重要。但是,在查阅资料范围内发现相关研究较少。基于此,本文针对污水处理厂出现的高无机悬浮物（高ISS）负荷问题,利用活性污泥数学1号模型,结合Ekama提出的无机物模型,定量的分析了无机物悬浮物对于污水厂运行的影响。本文模型以ISS/COD来表征无机负荷,探讨了高无机物负荷对污泥活性,污泥产率以及脱氮效率的影响,并针对我国独特的水质特征对于污水厂如何提质增效提出合理建议,高无机物导致市政污水处理厂的运营是不可持续的。根据实验结果,可以得出以下结论:1.我国污水厂进水高无机物的情况存在普遍现象,高无机物导致我国污水厂难以高效运行。本文对江苏省某市的污水管网提升泵站及污水厂进水取样,对污水的COD,氨氮,SS及VSS浓度等指标进行测试,实验数据分析表明,该市各泵站水质COD浓度较低,大约49%的泵站COD浓度小于200mg/L,75%的泵站COD浓度小于300mg/L。部分泵站水质无机物浓度高,尤其是下雨天,污水中无机悬浮物含量显着上升。污水厂的进水ISS/SS 比例在0.4～0.5左右,进水无机物浓度较高,且含有较多细微无机颗粒,粒径小于100um的在70%左右,粒径小于200um的在90%左右。实验表明沉砂池对于粒径大于200um的颗粒具有一定的去除效果。污水厂冬夏季进水悬浮物粒径呈现不同结果。夏季由于多雨季,污水进水粒径分布小于100μm的比例超过70%,而冬季只有40%左右,且夏季污水进水ISS/SS比值在0.5左右,表明污水进水无机物含量较高,而冬季在0.3左右,相对偏低一点。实验测得该市的污水厂活性污泥浓度在7000mg/L左右,而MLSS/MLVSS 比值较低,在0.4～0.5左右。细微无机颗粒悬浮性在水中进入生化池和污泥混合在一起成为活性污泥的一部分,在进水有机质（VSS）相对恒定的条件下,曝气池内部的MLSS浓度升高,最终导致污泥活性MLVSS/MLSS值下降,远低于0.75的正常值,污泥活性降低。实验测得活性污泥由于高无机物进水导致SOUR值低于文献参考值,且高无机进水导致氨氮降解速率降低。2.对高无机物进水浓度进行数学模拟,模拟结果表明进水中的无机物是活性污泥无机化的原因。在进水ISS浓度正常时,ISS/COD=0.03,活性污泥中的ISS主要来源于生物除磷的贡献;而当进水中的ISS浓度较高时,ISS/COD=0.4,活性污泥中的ISS主要来自于进水。并且随着污泥龄（SRT）增大,污泥MLVSS/MLSS比变化不大,污泥MLVSS/MLSS 比值的降低与较长的SRT关系不大。3.进水高无机物导致污水厂污泥产率的增加。模拟进水ISS/COD从0升高到0.5时,污泥MLVSS/MLSS 比例从0.8降低至0.4,对应的污泥产率从0.45提高至0.87（Kg/Kg去除COD）,随着进水ISS/COD的增大,污泥产率也明显增高。4.高无机物进水降低脱氮效率。数学模拟的结果表明进水中的高ISS,使低温硝化过程难以在正常MLSS浓度下彻底完成。当进水ISS/COD比例在0.4时,污水厂必须将MLSS浓度保持在6000 mg/L以上,才能在冬季低温条件下实现完全硝化。当进水ISS/COD增高到一定程度时,会导致硝化菌AOB被淘汰,硝化反应难以进行,出水的氨氮浓度升高。
张雪[2]（2021）在《好氧活性污泥对垃圾渗滤液中PPCPs的去除效能及生物转化机制研究》文中研究说明近年来,以药品及个人护理品（PPCPs）为代表的新兴污染物成为环境领域的研究热点。在地表水、地下水和其他环境中,PPCPs被频繁检出,对人类健康和生态安全造成威胁。垃圾渗滤液是在垃圾填埋过程中产生的高浓度有机废水,是不可忽视的PPCPs污染源,活性污泥法是最常规的污水处理工艺,在垃圾渗滤液中的处理中广泛应用。然而活性污泥对大多数PPCPs去除效能及转化途径仍不清楚,微生物对PPCPs的作用机理仍待研究。因此,本研究以垃圾渗滤液处理液为研究基质,探究了活性污泥对PPCPs的去除效能及微生物转化机理。首先,探究了活性污泥对10种PPCPs的去除效能和转化途径。设置PPCPs初始浓度为100μg/L,经活性污泥处理120 h后,除卡马西平外,其余9种PPCPs去除率均超过80%;吸附和生物降解是PPCPs转化的主要途径;吸附动力学研究表明,活性污泥对PPCPs的吸附符合准一级动力学模型,吸附速率主要受到PPCPs在污泥颗粒内扩散速度的影响;生物降解动力学研究表明,单环的化合物生物降解速度较快,而含有复杂多环的化合物持久性更强。其次,选取以生物降解为主要转化途径的布洛芬和萘普生为代表,利用16S r RNA基因测序技术探究了PPCPs对微生物种群结构的影响。在布洛芬和萘普生的选择性压力下,α多样性均呈现先下降后上升的趋势,微生物对PPCPs胁迫的反应具有复原潜力;活性污泥的群落分化主要受PPCPs处理时间的影响,不同的浓度对群落影响的差异不大;PPCPs改变了物种组成及丰度,Proteobacteria和Gemmatimonadetes门的细菌在PPCPs选择性压力下显着富集,而Gemmatimonas、Hyphomicrobium、SWB02是PPCPs压力下的优势菌属;经布洛芬和萘普生的处理后,微生物共发生网络结构变复杂,微生物联系更加紧密,群落更加稳定。最后,利用宏基因组测序技术探究了活性污泥中布洛芬和萘普生降解基因的赋存特征和宿主细菌,揭示了布洛芬和萘普生的代谢通路和功能微生物。在活性污泥微生物中发现多条布洛芬和萘普生的代谢通路,PPCPs代谢具有多样性;Proteobacteria、Burkholderiaceae、Thauera是主要的PPCPs降解相关基因宿主;Burkholderiaceae、Haliea等多个科（属）在布洛芬初步代谢中发挥作用,而仅Dongia和Z2-YC6860两个科（属）在萘普生的初步代谢中发挥作用;在各个科（属）中没有发现全部的降解基因,PPCPs的降解可能由多种微生物共同协作完成。本研究以实际垃圾渗滤液处理液为研究基质,开展活性污泥对PPCPs的去除效能和动力学研究,为评估垃圾填埋场生物处理系统的运行效率和出水的生态风险提供了理论依据。利用高通量测序技术,从分子角度阐明微生物对PPCPs的作用机理,揭示活性污泥的功能微生物,对于调控污泥微生物组成,定向改造污泥群落,优化降解性能,提高垃圾渗滤液处理效率,具有重要的现实意义。
季晶[3]（2021）在《改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用》文中研究说明近年来,随着工业的不断发展以及人类对各种产品和药物的使用,导致了新兴污染物（ECs）的产生。ECs通常分药品,个人护理产品,破坏内分泌的化学物质,阻燃剂,农药和抗生素等。ECs结构稳定,短期内通常很难自然降解。这些ECs对生态系统和人类健康的潜在危害和影响已受到关注。目前,已开发出多种物理化学法来去除ECs。但是,这些方法成本高昂,并且可能导致二次污染,且不能有效地去除ECs。传统的活性污泥法（CAS）作为广泛使用的污水处理技术,它可以去除污水中的大部分有机物。然而,对于有机物和重金属复合污染,或者高毒性的抗生素复合污染,ECs的去除效率很低,大多数ECs并未从处理后的废水中去除。因此,需要改进活性污泥技术以有效的从污水中去除ECs。ECs在环境中典型污染形式通常有三种,顽固性ECs污染,有机物和重金属复合污染,高毒性的抗生素复合污染。本研究针对ECs的三种典型污染形式,利用序批式活性污泥反应器（SBR）,生物强化活性污泥技术,细胞表面展示技术和好氧颗粒污泥技术等手段增强活性污泥性能,以探究改进活性污泥技术分别对不同污染形式污水的处理性能和ECs去除能力。主要研究结果如下:全氟辛烷磺酸（PFOS）属于阻燃剂类新兴污染物,是典型的顽固有机污染物,混合市政污水中大量存在的PFOS严重威胁着生物安全。然而,尚未揭示顽固性PFOS污染污水在SBR系统中的命运及其对这一系统的影响。在这项研究中,研究了PFOS在SBR处理系统中的命运和行为。质量平衡分析表明,全氟辛烷磺酸的去除主要是通过吸附。反应器运行20天后,PFOS（100 mg/L）的去除率仅为28%。在PFOS的影响下,化学需氧量（COD）和氨氮的去除率分别迅速下降至23%和35%,亚硝酸盐和硝酸盐的积累减少。与对照组相比,PFOS刺激微生物分泌更多的可溶性微生物产物（SMP）和细胞外聚合物（EPS）。PFOS和EPS的吸附会导致污泥膨胀并降低沉降性。微生物的丰富度和多样性显着下降,影响了系统对COD和氨氮的去除。因此,SBR系统不适用于处理含顽固性有机物的废水。有必要通过预处理去除顽固性有机物,以减少其对SBR系统的影响。纺织废水属于有机物和重金属复合污染废水,通常包含有毒染料和Cr（VI）等新兴污染物。分离并鉴定了一株嗜水气单胞菌LZ-MG14,以开发一种有效的生物强化策略,用于从纺织废水中同时对孔雀石绿染料（MG）和Cr（VI）进行生物修复。LZ-MG14菌株去除了96.8%的MG（200 mg/L）和93.71%的Cr（VI）（0.5 mmol/L）,在12小时内生物量显着增加。LZ-MG14导致MG矿化的机理涉及N-脱甲基化和共轭结构的分解,去除Cr（VI）的机理是还原。膜生物反应器（MBR）中的LZ-MG14生物增强显着提高了纺织废水中MG降解和Cr（VI）去除的效率。此外,LZ-MG14成功地定殖到活性污泥中,并形成了有效的微生物群落以降解MG和去除Cr（VI）。本研究为有机物和重金属复合污染废水的处理提供了潜在的方法。制药废水通常是复杂且剧毒的,主要含有多种抗生素类新兴污染物。由于抗生素复合毒性的影响,常规的活性污泥技术在制药废水处理中效果不理想。在这项研究中,通过在黑曲霉细胞表面展示β-内酰胺酶,开发了一种新型的能加速抗生素降解的全细胞生物催化剂。该生物催化剂显示出较高的酶活性（6.53 U/g干重）和稳定性。由于β-内酰胺酶对β-内酰胺环的影响,生物催化剂A.niger-Bla在1小时内将头孢氨苄（80.45%）,阿莫西林和氨苄青霉素完全降解。黑曲霉菌丝体颗粒用作生物载体来构建好氧颗粒污泥（AGS）,用于处理含β-内酰胺抗生素的实际制药废水。该A.niger-Bla系统显着改善了抗生素去除能力（>60%）和反应器的总体性能。改良的A.niger-Bla AGS可以降低抗生素的影响,并保持AGS微生物群落的丰富性和多样性,从而改善系统的整体性能并保持AGS的稳定性。这项技术为处理含复合抗生素的制药废水提供了一个新颖的想法。本研究表明,针对不同类型的含ECs废水,通过改进活性污泥技术,可以有效修复含ECs污水,同时去除污水中的ECs。
盛化军[4]（2021）在《基于ASM3的菌藻共生系统模拟研究》文中研究指明藻类可以吸收二氧化碳产生氧气供给好氧细菌利用进行有机物氧化,同时可以吸收污水中氮、磷等元素。若将藻类和活性污泥耦合,则可以降低活性污泥曝气所需的能耗,同时解决藻类沉降性能差、回收率低、资源浪费等缺点。本研究研究混合及曝气对菌藻系统处理废水的影响,探究菌藻耦合的可行性,同时在ASM3基础上构建菌藻共生数学动力学模型,进行敏感性与不确定性分析,研究模型参数选取对模型输出结果及敏感性分析的影响,最后基于元胞自动机构建菌藻三维数学模型,探究不同条件下菌藻共生颗粒的生长情况及微生物在颗粒内部的空间分布。首先,研究混合及曝气对菌藻反应器处理效果的影响,活性污泥驯化和藻类扩大培养后,在反应器中接种,设置不同操作条件,考察菌藻共生体系对废水中污染物去除情况及生物量变化。在此基础上,对反应器周期内溶解氧和污染物变化进行监测,分析活性污泥与藻类的耦合的可行性。结果表明活性污泥可与小球藻形成稳定的菌藻共生体系,曝气+搅拌条件下对COD去除率高达92.41%、NH4+-N去除率87.56%及PO43--P去除率为67.70%。其次,基于ASM3建立菌藻共生数学动力学模型,采用拉丁超立方抽样方法和线性回归方法,探究参数变化时,对模型输出结果、参数敏感性的影响,同时评价参数敏感性排序是否具有一致性,并采用实验室规模数据对菌藻共生数学动力学模型进行校准和验证。模拟结果表明,(4,2、(4、、、、6)、及,为菌藻共生动力学模型敏感性参数,对不同的模拟输出结果敏感参数是不同的,但敏感性参数排序在统计学上具有一致性,通过实验室规模数据校准后的模型与实验值相吻合。最后,在建立的菌藻共生数学动力学模型的基础上,耦合元胞自动机理论,构建菌藻共生三维数学模型。模拟菌藻颗粒的生长过程及其内部空间菌藻分布,并探究不同初始接种藻菌比、溶解氧及光照强度对菌藻颗粒生长及微生物空间分布的影响。模拟结果显示,藻类大多数分布在菌藻颗粒的外部,菌类大多数在聚集体内部。初始藻菌比从2:1到1:4时,颗粒模拟粒径增加了0.6 mm,颗粒中小球藻、异养菌及自养菌占有比例也有所改变。随着溶解氧含量的增加,处于颗粒外侧的小球藻含量减少,异养菌含量增加,颗粒粒径不断减小。光照强度对颗粒粒径基本无影响,只对生物量分布有一定程度影响。
林昱昕[5]（2021）在《絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟》文中提出好氧颗粒污泥受溶解氧传质阻力的影响,由表及里可以形成好氧、缺氧、厌氧不同的分区,保障颗粒污泥微生物群落组成的多样性,可以实现同步除碳和脱氮除磷功能,成为水处理领域的热点。但好氧颗粒污泥启动时间较长、运行稳定性较差,制约了其在实际水处理中的应用和推广。本文在好氧颗粒污泥系统中引入铁盐絮凝剂,构建耦合系统,研究氯化铁的絮凝能力对污泥的颗粒化进程的影响,考察该系统耦合化学和生物除磷对高磷废水的处理效能,同时建立数学模型对反应器规模的絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统模拟预测,得到研究成果如下:（1）在培养好氧颗粒污泥的初期短期投加氯化铁,颗粒成熟启动时间有效缩短9天,由微观形态看出形成的颗粒致密,结构稳定。絮凝剂的投加使MLSS保持在约5.26 g/L,污泥沉降性能明显提高,Zeta电位绝对值明显降低;刺激TB-EPS的分泌,蛋白质和多糖成分增加,加速触发颗粒的形成;改变了微生物群落菌属结构,新菌属如Thauera的出现增强了处理性能和促进絮凝体聚集,COD、PO43--P和NH4+-N去除效率分别稳定在94.24%、62.37%和71.27%。由此得出,氯化铁耦合好氧成粒过程是一个理化效应与生化效应的耦合过程,是一种有效的强化好氧造粒方法。（2）以模拟高磷废水为研究对象,运行絮凝剂耦合好氧颗粒污泥反应器（AGS-SBR）,在36天内颗粒污泥平均粒径达1 mm以上。前置厌氧段以强化改善除磷微生物群落结构。投加氯化铁后,除磷效率上比对照反应器提高了92.80%。与此同时,COD、NH4+-N的处理能力略有增强。氯化铁不仅刺激LB-EPS、TB-EPS中多糖和蛋白质的分泌,还使EPS中有机物化学成分发生变化,加速触发颗粒的形成。由此得出,絮凝剂会与颗粒污泥微生物产生协同作用,除了能促进造粒外,也能辅助高效去除高磷废水中的无机磷酸盐。该耦合工艺在保障除磷功能微生物如Aeromonas、Pseudomonas菌属良好活性的前提下,利于工业废水中磷资源的后续回收,有望保证工业废水排放标准需求。（3）在前述实验研究成果基础之上,以ASM2D模型为模型框架,结合扩散-传质理论,利用Matlab自编厌氧-好氧颗粒污泥工艺模拟程序。对灵敏度较高的动力学参数和化学计量系数即和(4进行校正,使校正后的模型较好地符合实验数据,可以描述工艺运行过程。将其作为控制的有效工具,预测不同工况下絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统中的生化过程。
李思安[6]（2020）在《活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发》文中研究说明面对越来越严格的废水排放标准,污水处理系统不断进行工艺改进,进而对污水处理的过程监测有了更高的要求。而现有污水厂的监测手段多仅限于部分常规理化指标,无法真实、全面反映污泥状态,且时效性差。鉴于我国的污水处理系统以活性污泥处理为主,因此本研究自行开发针对活性污泥系统工艺特性的在线监测平台,对活性污泥系统中的微生物活性和降解能力实时监测。首先,通过阶梯响应实验分析两个溶解氧仪的性能,发现溶解氧仪对阶梯信号的响应曲线均为一阶线性系统,通过拟合分别得出两个溶解氧仪上升和下降过程的增益常数和时间常数,代入模型中得出溶解氧仪的响应时间。然后,通过原水响应实验分析系统中两个溶解氧仪之间存在的响应滞后,以分析溶解氧仪性能所用方法分别得到两个溶解氧仪对原水的响应时间,计算两者之间存在的响应滞后,并校正。通过测量不同流量下处于内源呼吸状态时系统中DO值的变化,可看出流量改变对T2中的DO影响基本没有影响,而T3中的DO随流量的降低呈下降趋势,且下降速度越来越大,为了减少流量对系统中DO变化的干扰,本研究测量呼吸速率均恒定的系统总流量,通过计算系统总流量范围应在100-200 ml/min左右。讨论在线监测平台测量活性污泥呼吸速率的方法,分别测量同一实验条件下活性污泥的实际呼吸速率、内源呼吸速率和最大呼吸速率,分析各类呼吸速率曲线的变化趋势发现实际呼吸速率的测量曲线特征与Monod方程中描述的微生物增殖速度与底物浓度的关系十分吻合;不加入基质和有毒物质时内源呼吸速率的测量曲线走势保持在稳定值;测量最大呼吸速率时原水中基质浓度与污泥浓度的比值（L）大于0.05。探讨呼吸速率表征活性污泥的硝化活性的方法,以ATU作为抑制剂,用抑制前后呼吸速率差值来表示硝化活性,另外测量同等条件下活性污泥中NO3--N浓度随时间变化的关系,对不同时间的NO3--N浓度做直线拟合,得出NO3--N的生成速率,将实验条件下生成NO3--N的耗氧量与理论耗氧量相比较,验证本监测平台测得的硝化活性的准确性。在原有ASM3的基础上建立污泥硝化模型,对ASM3模型涉及的组份和反应过程进行细化和删减,重点关注硝化过程,将硝化反应中氨氮氧化和亚硝氮氧化分开讨论,同时去除缺氧反应过程。最后在建立的污泥硝化模型基础上,结合Monod方程描述微生物增长和基质降解的表达式,以及氨氮的降解速率与进出水中氨氮浓度和水力停留时间之间的关系,推导出亚硝化菌和硝化菌的饱和常数和产率系数的计算公式,计算得到饱和常数和产率系数,基于测得的在线呼吸速率和动力学参数估测系统中氮化物浓度,验证监测平台在估测氮化物浓度方面的应用。
张露予[7]（2020）在《基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究》文中认为菌藻颗粒污泥系统（ABGS）是一种基于菌藻共生体系进行污染物降解的新型污水处理技术。相较于传统污水处理工艺,ABGS系统通过将细菌与微藻结合成颗粒状,提高污水有机污染物降解效能,增强脱氮除磷能力,并实现系统长久稳定运行,是解决日益严峻的水体富营养化问题的最有效途径之一。本研究构建了基于菌藻颗粒污泥的ABGS污水处理系统,通过优化条件控制参数实现反应体系长期稳定运行与污染物高效降解,应用ASM3仿真技术解析菌藻颗粒污泥微观结构,并深入挖掘解析ABGS颗粒化过程与高效脱氮潜在机制,为推动ABGS污水处理系统的理论研究发展及实际工程应用奠定基础。通过DO、沉降时间等关键控制参数对ABGS反应器快速启动及稳定运行优化,研究发现外加光源强度为5000lux、菌藻接种比5:1（w/w）、反应器单周期沉降时间5min、DO浓度为0.3L/min时为ABGS反应器快速启动及稳定运行的最适条件,菌藻颗粒污泥迅速形成,颗粒化程度达到71.6%。比较了R1（小球藻与栅藻接种）、R2（单小球藻接种）、R3（纯污泥ABS系统）不同微藻接种反应器运行过程中污泥颗粒化程度与污染物去除效能,结果表明R1反应器具有最优的污染物去除效能,R1系统TN去除率达到82.28%,优于R2（78.04%）和R3（61.17%）,且TN去除主要发生在周期前60分钟和后半小时内,COD主要在前90分钟时被去除,TP去除贯穿整个反应周期,TP去除率分别为81.33%（R1）、78.90%（R2）、26.53%（R3）。在R1系统内表现出最优的污泥颗粒化程度,R1中SV10/SV30达到最大值为87.28%（R1）,分别比R2和R3高4.82%和19.18%;运行85天时,R1系统中污泥颗粒平均粒径达到最大值,为1.695mm,大于1.247mm（R2）、0.903mm（R3）。R1和R2长期运行系统更稳定,R1反应系统MLVSS/MLSS平均值为63.74%,和R2反应系统的比值（62.96%）相差不大,高于R3反应系统（55.86%）;R1系统叶绿素浓度大于R2,SOD和CAT酶活性为12.29U/mgprot和15.95U/mgprot,低于R2系统,说明R1系统稳定性高于R3。基于ASM3仿真技术建立ABGS系统模型,实现了对氮去除和微生物分布的动态模拟监测,为氮去除和颗粒化机制解析提供思路。对ABGS模型进行灵敏度分析后结果显示,对模拟结果具有相对较大影响的参数分别为以下五种:好氧氨氧化菌产率系数（YAOB）、厌氧氨氧化菌的最大生长速率（uAn AOB）、厌氧氨氧化菌的衰减速率（bAn AOB）、好氧氨氧化菌的最大生长速率（uAOB）和藻类生物量的最大生长速率（uA）。通过在模型中对上述五种参数不断的进行调整校核,最终使得NH4+-N的实测值与模拟值的误差由0.55～12.26mg N/L减小为-0.31mg N/L～9.72mg N/L,NO2--N的误差减由原来的0.48～7.04mg N/L减小为-0.13mg N/L～1.73mg N/L。利用240min短周期内的实测数据来对模型参数灵敏度分析与校核的效果进行了验证。结果表明,三种含氮物质的模拟值与实测值都较为接近,最大相对误差的绝对值不超过40%。对灵敏度分析后对颗粒污泥生物群落分布与数量分析后发现好氧菌和厌氧菌分别分布在菌藻颗粒污泥外层与内层,好氧氨氧化菌XAOB、XNOB与微藻类生物量XA为ABGS系统的优势菌属。通过对ABGS系统的氮分布、氮平衡分析和系统微生物群落分析,辅助模型动态模拟数据,提出了基于群体感应菌藻污泥颗粒系统对氮去除和颗粒化的潜在作用机制。EPS为QS的重要载体,在颗粒形成和污染物去除过程中起关键性作用。R1系统中EPS浓度为81.074mg/g VSS,高于R2系统（76.884mg/g VSS）和R3系统（67.814mg/g VSS）,且PN/PS的比例稳定地从1.37增加到4.50,高于R2（1.51到3.86）和R3（1.41到3.16）结果表明R1和R2污泥相中LB-EPS向上清液中促进氮去除SMP的转化程度略高于R3,平均浓度分别为0.284mg/L（R1）、0.266（R2）、0.221（R3）。ABGS系统污染物高效降解特征群落主要包括Uncultured Eukaryote、Chaetothyriales sp.与Cercozoa sp、Fungus、Cupriavidus sp、Rhodospirillales、Arenimonas sp等;微藻的接种显着提高了反应器内微生物群落的丰富度,促进氮磷去除相关菌属生物量的增长,提高ABGS的氮去除和颗粒化效率;混藻接种相对于单藻接种,微生物群落均一性更强,HES指数更高,进一步强化系统污染物降解效率与环境抵抗力。R1系统中微生物同化作用、反硝化作用等相较于R2与R3系统分别提高1.58%、1.69%和19.08%、10.67%。根据颗粒状态和系统稳定性,颗粒化进程可被分为滞后期、造粒期、稳定期、衰亡期;滞后期内,水力剪切力作用增加了污泥絮团之间的碰撞几率,使污泥絮团相互结合形成大量小尺寸污泥团粒结构。系统中等特征菌群的存在对污泥细胞EPS的产生有促进作用,能加速污泥絮团的结合。微藻在获取废水中氮元素时,优先选择吸收氨氮和硝酸盐,这一特性使得微藻在养分需求的驱动下趋于吸附在污泥絮团上,但这种吸附结合的稳定性相对较差。进入造粒期,随着微藻在污泥絮团上不断附着,菌藻颗粒尺寸开始增大,水力剪切力和EPS的作用不断对颗粒结构进行压缩,使得菌藻颗粒结构逐渐稳定,形成分层结构,直至达到稳定期。微藻细胞附着在颗粒外层,依靠颗粒外层较大的比表面积吸收更多光能,促进自身生长增殖,在强化对外界氮同化作用的同时,提高颗粒外层DO浓度值;颗粒内部逐渐形成厌氧微环境,强化包括内源反硝化在内的反硝化过程;在系统衰变期。颗粒出现空腔结构,系统稳定性变差。综上所述,本研究通过构建基于菌藻共生体系的长效稳定的ABGS系统,实现对碳氮磷营养元素的高效吸收降解和系统动态模拟,为生物水处理技术发展提供一定的理论基础与技术支持,同时对ABGS系统的工程应用具有重要意义。
麻微微[8]（2020）在《微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究》文中研究表明煤化工废水中含有多种难生物降解的有毒有害污染物,其中酚类物质是煤化工废水中典型的高浓度、高毒性的有机化合物,对污泥微生物的生长代谢具有显着抑制作用,严重影响煤化工废水生化处理单元的处理效果。因此,寻求高效可行的强化技术实现酚类污染物的高效去除,成为保证煤化工废水生化处理单元处理高效性以及运行稳定性的必要条件。研究立足于强化煤化工废水中酚类化合物的处理,构建微电解/生物耦合工艺,探究该耦合工艺强化酚类化合物去除的能力,揭示微电解与生物耦合体系强化酚类污染物去除的主要作用机制,并通过中试研究进一步探讨微电解/生物耦合工艺在煤化工废水生物处理工艺中的应用前景。通过Fe/C复合填料的理化性质和结构特征分析可知,该填料具有较高的铁碳比,其中Fe含量为69.03%,C含量为13.23%,并含有Ni、Cu、Al等多种金属催化元素;同时,该填料具有丰富的孔隙结构,铁与碳形成相互包容、相互嵌合的构成形式。Fe/C复合填料表现出良好的稳定性,反应过程中晶型结构无显着变化,经过酸洗60 min后再生率达到70%。通过中心复合设计-响应曲面法获得Fe/C复合填料微电解反应去除煤化工废水酚类化合物的最佳反应条件,即p H为6.50,Fe/C复合填料投加量为62.22 g/L,溶解氧浓度为0.47 mg/L。微电解/生物耦合反应器（MEBR）中COD和总酚的平均去除率分别达到86.51%和88.34%,显着高于单一微电解工艺和单一生物工艺的处理效果。由气相色谱-质谱（GC-MS）分析可知,MEBR工艺处理出水中酚类化合物的相对峰面积百分比由53.83%下降到6.75%。同时,出水的可生化性显着提高,相应BOD5/COD（B/C）值可达到0.46。由生物毒性分析结果可知,MEBR工艺有效降低煤化工废水的生物毒性,相应出水的急性毒性（TU值为1.12）与进水相比降低了约90.58%;酚类等极性有机化合物是煤化工废水中的主要致毒因子,这些污染物可通过引起嗜热四膜虫产生氧化应激反应而诱导嗜热四膜虫细胞的生物毒性效应。在微电解强化条件下,煤化工废水中4种特征酚类化合物（苯酚、4-甲基苯酚、间苯二酚和3,5-二甲基苯酚）的生物降解过程符合Andrews非竞争性底物抑制模型,相应的最大比降解速率分别为1.62 mg/g VSS/h、1.28 mg/g VSS/h、1.29 mg/g VSS/h和1.11 mg/g VSS/h,最佳底物浓度分别为87.68 mg/L、84.25mg/L、79.95 mg/L和80.67 mg/L,其最佳底物浓度比非强化条件下分别提高了51.24%、48.65%、39.75%和45.29%。可见,微电解的强化作用有效降低了酚类化合物生物降解的底物抑制影响。在MEBR体系中,Fe/C复合填料可通过吸附作用去除酚类化合物,其吸附过程符合Freundlich吸附等温模型,最大总酚吸附量为0.69 mg/g。另外,微电解反应产生的铁离子在碱性条件下可通过絮凝沉淀作用去除酚类化合物。同时,在MEBR体系中,微电解反应与生物降解之间存在相互协同作用。一方面,微电解反应释放的铁离子与污泥菌胶团结合,改善污泥的沉降性能,提高污泥生物活性以及结构稳定性;微电解作用促进多种酚类降解菌Acinetobacter（18.35%）、Comamonas（17.83%）和Pseudomonas（8.65%）成为优势菌属,并刺激铁还原细菌如Geothrix（3.08%）和电活性细菌如Geobacter（2.09%）等的生长,从而为酚类化合物的生物降解过程提供多种代谢途径。另一方面,MEBR工艺出水p H维持在6.8左右,铁离子溶出量约为17 mg/L,Fe/C复合填料保持良好的形态结构,说明生物作用能够缓解铁碳填料的钝化并维持微电解反应活性。煤化工废水中试工艺由微电解/生物反应池与A/O池组合而成,微电解/生物反应池稳定运行阶段的COD和总酚平均去除率分别为85.09%和87.24%,出水可生化性提高（B/C比为0.34）,生物毒性显着降低（TU为2.43）,运行过程中铁碳填料无明显板结与钝化现象,从而为后续A/O工艺提供良好的水质条件,有效降低了酚类等毒性物质对脱氮菌的抑制作用,使得A/O工艺启动阶段的氨氮和总氮去除率分别达到67.96%和58.08%,与无微电解/生物耦合工艺处理条件下相比分别提高了约29.57%和28.44%。另外,在该中试条件下铁碳填料的使用寿命约为5年,投加成本约为0.98元/吨水,与活性炭和零价铁等相比,具有填料成本低、运行管理简便等优势。因此,微电解/生物耦合工艺在实际煤化工废水处理中具有广阔的应用前景。
张芸蓓[9]（2020）在《基于BioWin的A/A/O污水处理工艺模拟及优化》文中认为水环境与人类的生存息息相关,而污水处理是保护水环境的重要环节。近年来,我国对污水处理厂提出了更严格的出水标准,许多污水处理厂寻求改造措施,然而根据经验调试既伴随风险,又耗费时间,由此展开研究以解决污水处理厂提标改造和节能降耗问题。以武汉市某污水处理厂A/A/O工艺为研究对象,针对其脱氮效果不稳定、曝气能耗高等问题,利用Bio Win6.0建立该污水处理厂A/A/O工艺的活性污泥动力学模型。采用物理化学方法对污水处理厂进水水质进行测定,通过计算得到部分进水组分取值:Fbs=0.2008、Fac=0.3497、Fus=0.0309、Fup=0.2185、Fna=0.8287和Fnox=0.5674。利用实测数据对模型进行稳态、动态校准,并利用改变工况后的实际运行数据对模型进行动态验证,得到具备较好预测能力的模型。通过调整模型的预缺氧池进水配比、污泥回流比、溶解氧、排泥量、硝化液回流比等参数,分析各参数变化对出水水质的影响规律,结果表明各参数最佳取值范围依次为:5-15%、50-65%、1.5-3mg/L、550m3/d和100-300%。对药剂投加环节进行优化模拟,提出碳源最佳投加方案和化学除磷最佳投药量,大幅提高出水水质合格率。对曝气环节进行优化,在现状曝气策略的基础上,建立基于进水NH3-N值前馈和好氧DO值反馈的串级控制策略,利用BW Controller对控制效果进行模拟。模拟结果表明新的曝气控制策略不仅曝气总量降低了20.58%,出水TN达标率也提升7.84%。采用响应曲面法建立出水TN浓度与污泥回流比、硝化液回流比、好氧池溶解氧之间的函数关系,制定污水处理厂最优运行策略:硝化液回流比为300%,污泥回流比50%;控制好氧池溶解氧低于3mg/L,关闭好氧池硝化液回流处曝气器并控制溶解氧值低于0.5mg/L;在缺氧池增加碳源投加装置,平均投加量为90kg COD/d;优化化学除磷投药量,PAC平均投加量约为31.6kg/d。经60天的污水处理厂实际运行,数据表明出水各指标达标率100%。与优化前相比,出水TN平均浓度、PAC平均投加量和好氧池溶解氧平均浓度分别降低了14.5%、54.9%和41.3%。
杨宗璞[10]（2020）在《石化园区重点装置废水对综合污水处理厂影响模拟研究》文中指出本文以BioWin软件为工具,针对石化园区综合污水处理厂建立模型,对其关键参数进行校正及实测验证,并对石化园区重点装置废水入污水厂进行情景模拟,分析了重点装置废水对园区综合污水处理厂的影响。本论文的主要成果如下:（1）利用BioWin软件建立了典型石化园区综合污水处理厂生物处理段工艺模型。测定了废水的组分参数,根据污水处理厂实际工艺情况建立了模型,经过敏感性分析识别了主要影响参数为异养菌产率系数YH、异养菌最大比增长速率μH、氨氧化菌最大比增长速率μA,并以此为根据对模型进行了校正。（2）测定了园区污水厂的四个关键动力学参数和化学计量学参数(异养菌产率系数YH、异养菌衰减速率bH、异养菌最大比增长速率μH、氨氧化菌最大比增长速率μA,测得值分别为0.717gCOD/gCOD、0.6117d-1、2.9975d-1、0.7475d-1),并将测得参数返回模型模拟,发现模拟结果与实测值相近,证明了参数校正的合理性。（3）进行了巴豆醛废水按一定比例进入污水厂的模拟:对园区污水厂工业废水进水与巴豆醛废水进行不同比例的混合,测定其特征化组分参数和关键动力学参数（μA、μH、bH、YH）,将各参数返回模型进行模拟,分析模拟出水水质。并用2018年巴豆醛废水入厂的实际情况对模拟的准确性进行验证,发现出水模拟值与实测值吻合度较高,反映了此种模拟方法的可靠性。（4）对园区污水处理厂工业废水进水混合不同比例的丁辛醇废水、丙烯酸废水进行废水特征化分析及关键参数的测定,并将测得数据返回模型进行模拟。对比关键参数测定结果,发现三种废水对异养菌产率系数、异养菌最大比增长速率、氨氧化菌最大比增长速率的影响大小依次为:巴豆醛废水>丙烯酸酯废水>丁辛醇废水。对比不同比例装置废水入厂后对出水造成的影响,发现在工业废水与巴豆醛废水混合比例分别为500:1、1000:1、2000:1时,其COD去除率为68.07%、72.92%,82.44%;在工业废水与丁辛醇废水混合比例分别为200:1、500:1、1000:1时,其COD去除率为76.30%、79.85%、85.60%;在工业废水与丙烯酸酯废水混合比例分别为150:1、300:1、600:1时,其COD去除率为69.48%、78.06%、82.71%。丁辛醇废水在混合比例为1000:1的情况下,模拟生化出水COD为83.1 mg/L,经后续深度处理后可达标排放。
二、Research on Dynamics Design for Active Sludge System（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、Research on Dynamics Design for Active Sludge System（论文提纲范文）
（1）利用ASM1模型分析进水颗粒无机物对污水厂运行的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国外污水厂水质现状 |
| 1.3 我国污水厂水质现状 |
| 1.3.1 污水厂进水中无机物的来源 |
| 1.3.2 进水无机物的迁移和转化 |
| 1.3.3 进水无机物对污泥浓度(活性)的影响 |
| 1.3.4 污水厂曝气池内活性污泥的粒径 |
| 1.3.5 进水无机物对污泥产率和脱氮的影响 |
| 1.4 污水处理系统数学模拟的必要性和重要性 |
| 1.5 活性污泥数学模型的发展和应用 |
| 1.5.1 静态模型 |
| 1.5.2 动态模型(ASM) |
| 1.5.3 活性污泥数学模型发展前景 |
| 1.5.4 活性污泥数学模型的应用 |
| 1.6 课题的提出及研究内容 |
| 1.6.1 课题提出 |
| 1.6.2 研究方法及内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 污水水质的取样与测验 |
| 2.1.1 管网泵站污水取样保存及测试指标 |
| 2.1.2 污水厂数据取样保存及测试指标 |
| 2.2 常规水质测验方法 |
| 2.3 比耗氧速率(SOUR)监测曲线分析 |
| 2.4 数据的计算与处理 |
| 2.5 活性污泥1号模型(ASM1) |
| 2.5.1 ASM系列活性污泥数学的符号和参数简介 |
| 2.5.2 ASM1模型的矩阵表达 |
| 2.5.3 ASM1模型的反应过程 |
| 2.5.4 ASM1模型的13个组分 |
| 2.5.5 ASM1模型的5个化学计量系数 |
| 2.5.6 ASM1模型的14个动力学参数 |
| 2.6 模型的建立 |
| 2.6.1 模型的简化 |
| 2.6.2 A2O活性污泥处理工艺模型 |
| 2.6.3 活性污泥中的不同组分 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 泵站及污水厂采样结果分析 |
| 3.1.1 污水泵站水质特征 |
| 3.1.2 污水厂进水的水质特征 |
| 3.1.3 污水厂曝气池内污泥特征 |
| 3.1.4 活性污泥的脱氮效果 |
| 3.2 模拟结果分析 |
| 3.2.1 进水颗粒无机物(ISS)浓度对活性污泥组分影响 |
| 3.2.2 进水颗粒无机物(ISS)对污泥产率的影响 |
| 3.2.3 进水颗粒无机物(ISS)对生物脱氮的影响 |
| 3.3 讨论高ISS对污水厂运行提质的影响 |
| 3.3.1 ISS导致污水厂活性污泥工艺运营困境 |
| 3.3.2 增加运行能耗成本 |
| 3.3.3 污水厂设备的磨损 |
| 3.3.4 剩余污泥处置困难 |
| 3.4 污水厂运行提质增效的建议 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）好氧活性污泥对垃圾渗滤液中PPCPs的去除效能及生物转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 PPCPs概述 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液中PPCPs污染现状 |
| 1.1.3 垃圾渗滤液中PPCPs污染危害 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 PPCPs处理工艺 |
| 1.2.2 活性污泥对PPCPs的转化途径 |
| 1.2.3 活性污泥去除PPCPs的功能微生物 |
| 1.2.4 活性污泥去除PPCPs的功能基因研究 |
| 1.2.5 现有研究不足 |
| 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 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 短期批次实验 |
| 2.2.3 长期批次实验 |
| 2.2.4 化合物检测 |
| 2.2.5 动力学模拟 |
| 2.2.6 DNA提取与测序 |
| 2.2.7 生物信息学分析 |
| 第三章 活性污泥对PPCPs的去除效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 活性污泥对常规污染物的去除效能 |
| 3.3 活性污泥对PPCPs的去除效能 |
| 3.3.1 活性污泥对PPCPs的去除率 |
| 3.3.2 活性污泥对PPCPs的吸附和生物降解过程 |
| 3.4 活性污泥去除PPCPs的动力学研究 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 生物降解动力学 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 活性污泥微生物种群结构研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 初始活性污泥种群结构 |
| 4.3 布洛芬对活性污泥种群结构的影响 |
| 4.3.1 布洛芬对种群多样性的影响 |
| 4.3.2 布洛芬对群落组成的影响 |
| 4.3.3 差异物种分析 |
| 4.3.4 微生物共发生网络分析 |
| 4.4 萘普生对活性污泥种群结构的影响 |
| 4.4.1 萘普生对种群多样性的影响 |
| 4.4.2 萘普生对群落组成的影响 |
| 4.4.3 差异物种分析 |
| 4.4.4 微生物共发生网络分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 活性污泥微生物功能基因研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 数据处理情况 |
| 5.3 布洛芬降解相关基因 |
| 5.3.1 布洛芬降解相关基因存在情况 |
| 5.3.2 布洛芬降解相关基因丰度 |
| 5.3.3 布洛芬降解相关基因宿主 |
| 5.4 萘普生降解相关基因 |
| 5.4.1 萘普生降解相关基因存在情况 |
| 5.4.2 萘普生降解相关基因丰度 |
| 5.4.3 萘普生降解相关基因宿主 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 基因组信息统计 |
| 硕士期间科研成果 |
| 致谢 |
（3）改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.1.1 水污染的危害 |
| 1.1.2 物理化学法在废水处理中的应用 |
| 1.1.3 生物修复在废水处理中的应用 |
| 1.2 废水中新兴污染物 |
| 1.2.1 新兴污染物的污染现状 |
| 1.2.2 新兴污染物的治理方法 |
| 1.3 活性污泥技术去除新兴污染物 |
| 1.4 生物强化技术 |
| 1.5 细胞表面展示技术 |
| 1.5.1 细胞表面展示技术的原理 |
| 1.5.2 细胞表面展示技术的环境应用 |
| 1.6 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 全氟辛烷磺酸在SBR系统中的命运和行为 |
| 1.7.2 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和Cr(VI) |
| 1.7.3 黑曲霉菌丝好氧颗粒污泥处理复合抗生素制药废水 |
| 第二章 全氟辛烷磺酸在序批式活性污泥反应器中的命运和行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 化学药品,活性污泥和废水 |
| 2.2.2 活性污泥反应器的运行 |
| 2.2.3 吸附动力学和等温线的测定 |
| 2.2.4 从活性污泥中提取PFOS,SMP和 EPS |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 常规活性污泥系统中的PFOS去除 |
| 2.3.2 PFOS在活性污泥上的吸附动力学和等温曲线 |
| 2.3.3 PFOS对活性污泥反应器性能的影响 |
| 2.3.4 PFOS对活性污泥特性的影响 |
| 2.3.5 PFOS对 SMP和 EPS释放的影响 |
| 2.3.6 PFOS对活性污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和六价铬 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 菌株富集,分离和鉴定 |
| 3.2.3 MG的生物降解和Cr(VI)去除的评估 |
| 3.2.4 MBR中的生物强化测试 |
| 3.2.5 LZ-MG14-gfp的定量和微生物群落结构分析 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 LZ-MG14 的分离与鉴定 |
| 3.3.2 LZ-MG14 修复MG和 Cr(VI)的表征 |
| 3.3.3 LZ-MG14 去除MG和 Cr(VI)的潜在机制 |
| 3.3.4 生物强化MBR处理含MG和 Cr(VI)的实际纺织废水 |
| 3.3.5 LZ-MG14 菌株在活性污泥中的定殖 |
| 3.3.6 MBR中微生物群落概况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 使用菌丝好氧颗粒污泥处理含复合抗生素的制药废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 化学药品,菌株和培养基 |
| 4.2.2 β-内酰胺酶细胞表面展示质粒的构建 |
| 4.2.3 菌丝表面β-内酰胺酶的检测 |
| 4.2.4 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.2.5 β-内酰胺类抗生素降解的表征 |
| 4.2.6 β-内酰胺类抗生素在制药废水中的降解 |
| 4.2.7 分析方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 β-内酰胺酶在细胞壁表面的锚定 |
| 4.3.2 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.3.3 A.niger-Bla降解β-内酰胺类抗生素 |
| 4.3.4 A.niger-Bla降解β-内酰胺抗生素的潜在机制 |
| 4.3.5 A.niger-Bla好氧颗粒污泥处理实际制药废水 |
| 4.3.6 菌丝AGS的特征分析 |
| 4.3.7 生物反应器中的微生物群落概况 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 文中专业名词及缩写词表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 一、发表论文 |
| 二、参与课题 |
| 致谢 |
（4）基于ASM3的菌藻共生系统模拟研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 藻类在污水中的应用 |
| 1.2.1 影响藻类生长的主要因素 |
| 1.3 菌藻共生系统的研究现状 |
| 1.3.1 菌-藻共生系统处理污水的研究进展 |
| 1.3.2 菌-藻间的相互关系 |
| 1.4 菌-藻共生数学模型的发展现状 |
| 1..4.1 活性污泥数学模型 |
| 1.4.2 藻生长动力学数学模型 |
| 1.4.3 菌-藻共生数学模型 |
| 1.4.4 元胞自动机在污水中的应用 |
| 1.5 论文研究意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 菌藻共生体系反应器实验装置及分析方法 |
| 2.1 实验装置与材料 |
| 2.1.1 接种污泥与藻种 |
| 2.1.2 模拟废水 |
| 2.2 实验装置及运行条件 |
| 2.2.1 混合及曝气对菌藻共生系统处理废水影响研究 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 水质分析方法 |
| 2.3.2 叶绿素测试方法 |
| 第三章 混合及曝气对菌藻共生系统处理废水影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 对COD、氮和磷去除性能的影响 |
| 3.3.2 对周期内硝态及亚硝态氮的变化的影响 |
| 3.3.3 对叶绿素含量变化的影响 |
| 3.3.4 对沉降性能的影响 |
| 3.3.5 菌藻共生反应器营养物及溶解氧变化分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于ASM3 的菌藻共生体系数学模型 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.3 模型的建立 |
| 4.3.1 模型的基本概念 |
| 4.3.2 光衰减动力学模型 |
| 4.3.3 拉丁超立方抽样 |
| 4.3.4 敏感性及不确定性评价指标 |
| 4.3.5 模型校准 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 模型不确定性分析 |
| 4.4.2 敏感性分析 |
| 4.4.3 模型校准与验证 |
| 4.4.4 反应器长期运行能力的预测 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 基于元胞自动机菌藻共生颗粒的模拟研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 模型建立 |
| 5.2.1 菌藻颗粒三维模型 |
| 5.2.2 模型求解 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 菌藻共生污泥体系的生长模拟 |
| 5.3.2 初始藻菌比对颗粒生长的模拟研究 |
| 5.3.3 溶解氧对生长影响的模拟研究 |
| 5.3.4 光照对生长影响的模拟研究 |
| 5.3.5 菌藻颗粒反应器性能预测分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（5）絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥工艺简介 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥的培养及性质 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.1.3 好氧颗粒污泥培养的关键参数 |
| 1.1.4 好氧颗粒污泥的污染物去除能力 |
| 1.2 高磷工业废水 |
| 1.2.1 高磷工业废水的来源与特点 |
| 1.2.2 高磷工业废水处理技术研究进展 |
| 1.3 活性污泥模型 |
| 1.3.1 活性污泥模型 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥模型 |
| 1.4 课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 课题的研究目的及意义 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 第二章 絮凝剂对好氧颗粒污泥的快速培养强化作用及机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 反应器运行方式 |
| 2.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 EPS的提取与测定 |
| 2.2.5 微生物群落分析 |
| 2.2.6 微观表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氯化铁对污泥成粒形态变化的影响 |
| 2.3.2 氯化铁对处理效能的影响 |
| 2.3.3 氯化铁对成粒过程中污泥特性的影响 |
| 2.3.4 氯化铁对成粒过程中EPS的影响 |
| 2.3.5 氯化铁对成熟颗粒微观形态的影响 |
| 2.3.6 氯化铁对污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 反应器运行方式 |
| 3.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 EPS的提取与测定 |
| 3.2.5 微生物群落分析 |
| 3.2.6 微观表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氯化铁对高磷废水反应器污泥成粒形态变化的影响 |
| 3.3.2 氯化铁耦合AGS对高磷工业废水处理效率的影响 |
| 3.3.3 氯化铁对高磷废水AGS反应器中污泥特性的影响 |
| 3.3.4 氯化铁对高磷废水反应器成粒过程中EPS的影响 |
| 3.3.5 氯化铁对高磷废水反应器成熟颗粒微观形态的影响 |
| 3.3.6 氯化铁对高磷废水反应器微生物群落分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理数学模拟研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型的建立 |
| 4.2.1 模型的基本概念 |
| 4.2.2 模型的组分 |
| 4.2.3 模型的生化过程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 铁盐絮凝剂耦合AGS系统稳态周期内除污表现 |
| 4.3.2 铁盐絮凝剂耦合AGS系统模型敏感性分析 |
| 4.3.3 铁盐絮凝剂耦合AGS系统参数校正 |
| 4.3.4 不同条件下耦合AGS系统性能的影响预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（6）活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 污水处理现状 |
| 1.1.2 监测方法存在的问题 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 活性污泥处理法概况 |
| 1.2.2 活性污泥模型的研究进展 |
| 1.2.3 呼吸速率的研究进展 |
| 1.2.4 硝化反应的研究进展 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 模拟生活污水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 实际测量系统的组成 |
| 2.1.4 在线监测平台 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 水质分析方法 |
| 2.2.2 呼吸速率的测量方法 |
| 2.2.3 硝化活性的测量方法 |
| 2.2.4 结合污泥硝化模型估测氮化物浓度的方法 |
| 第三章 在线监测实验平台的建立 |
| 3.1 在线监测实验平台的设计 |
| 3.1.1 功能设计 |
| 3.1.2 结构设计 |
| 3.2 在线监测实验平台的系统组成 |
| 3.2.1 水路部分 |
| 3.2.2 电气部分 |
| 3.3 在线监测实验平台的软件部分 |
| 3.3.1 软件开发工具 |
| 3.3.2 数据采集和处理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 在线监测平台的测量实验研究 |
| 4.1 在线溶解氧仪 |
| 4.1.1 溶解氧仪的工作原理 |
| 4.1.2 在线溶解氧仪的性能 |
| 4.1.3 校正系统响应时间 |
| 4.2 在线测量呼吸速率的实验研究 |
| 4.2.1 在线测量呼吸速率的原理 |
| 4.2.2 系统中总流量的变化对DO的影响 |
| 4.2.3 利用监测平台测量呼吸速率的方法 |
| 4.2.4 在线测量呼吸速率的测量实例 |
| 4.3 表征活性污泥硝化活性的实验研究 |
| 4.3.1 用呼吸速率表征硝化活性的理论 |
| 4.3.2 用呼吸速率表征硝化活性的方法 |
| 4.3.3 硝化活性实验结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于污泥硝化模型估测氮化物浓度的应用研究 |
| 5.1 估测氮化物浓度的理论基础 |
| 5.1.1 基于ASM3建立活性污泥硝化模型 |
| 5.1.2 校正饱和常数和产率系数的原理 |
| 5.1.3 估测氮化物浓度的原理 |
| 5.2 应用呼吸速率估测氮化物浓度的实验研究 |
| 5.2.1 测量亚硝化菌和硝化菌的呼吸速率 |
| 5.2.2 校正饱和常数和产率系数 |
| 5.2.3 估测硝化反应系统中氮化物浓度 |
| 5.3 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 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 硕士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（7）基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究（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 菌藻共生系统对氮磷去除的研究现状 |
| 1.2.1 菌藻共生系统脱氮除磷基本原理 |
| 1.2.2 菌藻共生系统脱氮除磷的发展与研究现状 |
| 1.3 菌藻污泥好氧颗粒技术研究现状 |
| 1.3.1 菌藻污泥颗粒反应器颗粒快速稳定形成的条件优化 |
| 1.3.2 ABGS基于长期稳定运行的参数优化 |
| 1.3.3 颗粒形成机理及氮磷去除研究 |
| 1.3.4 颗粒化模型研究现状和发展 |
| 1.3.5 研究成果总结 |
| 1.3.6 有待深入研究的问题 |
| 1.4 课题的主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究路线 |
| 第2章 实验方法与材料 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验装置的构建与运行 |
| 2.2.1 DO变化下的菌藻污泥颗粒系统构建对颗粒形成优化研究 |
| 2.2.2 沉降时间对菌藻污泥颗粒形成的优化研究 |
| 2.2.3 菌藻污泥颗粒系统长期稳定运行条件的探究 |
| 2.2.4 颗粒化模型及氮平衡计算分析 |
| 2.3 样品制备方法 |
| 2.3.1 叶绿素和脱镁叶绿素的提取 |
| 2.3.2 SMP和EPS的提取 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 常规指标测定方法 |
| 2.4.2 污泥性质分析 |
| 2.4.3 细菌性质分析 |
| 2.4.4 微藻性质分析 |
| 第3章 ABGS系统颗粒化优化及氮磷去除效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 溶解氧量及表观气速优化 |
| 3.2.1 系统污水处理效果 |
| 3.2.2 沉降性能变化 |
| 3.3 沉降时间对颗粒化进程优化 |
| 3.3.1 系统污水处理效果 |
| 3.3.2 沉降性能变化 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 ABGS系统菌藻组成对氮磷去除与长期运行效能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 ABGS系统污水处理效果 |
| 4.2.1 ABGS系统在运行周期污水处理效果分析 |
| 4.2.2 ABGS系统在反应周期内污染物去除效果 |
| 4.3 系统颗粒化进程 |
| 4.3.1 污泥沉降性能变化 |
| 4.3.2 污泥表面性能 |
| 4.3.3 粒径分布 |
| 4.4 系统运行稳定性变化 |
| 4.4.1 污泥生长情况 |
| 4.4.2 藻类生长情况 |
| 4.4.3 系统酶活性变化 |
| 4.5 本章小节 |
| 第5章 ABGS模型的构建和优化对氮去除和生物量分布动态模拟 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 建模方法 |
| 5.2.1 模型假设 |
| 5.2.2 模型组分 |
| 5.2.3 生物过程、化学计量矩阵及动力学方程 |
| 5.3 ABGS模型构建与优化 |
| 5.3.1 模型的搭建与初步运行 |
| 5.3.2 灵敏度分析与校核 |
| 5.3.3 短周期模型验证 |
| 5.3.4 生物总量变化及分布研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 基于QS的ABGS造粒脱氮潜在机制解析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 颗粒相EPS特性分析 |
| 6.2.1 EPS组成分析 |
| 6.2.2 SMP组成分析 |
| 6.3 菌落的性质 |
| 6.3.1 藻的群落的性质 |
| 6.3.2 细菌的群落的性质 |
| 6.4 基于群体感应的氮去除潜在机制分析 |
| 6.4.1 系统液相中氮元素分布情况 |
| 6.4.2 固相中氮元素分布情况 |
| 6.4.3 基于黑箱模型进行氮平衡和氮去除分析 |
| 6.4.4 基于群体感应的ABGS系统氮去除潜在机制 |
| 6.5 基于群体感应的颗粒化潜在机制分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（8）微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 煤化工废水的来源与特点 |
| 1.1.2 煤化工废水处理研究现状 |
| 1.1.3 煤化工废水的生物毒性研究 |
| 1.1.4 煤化工废水处理存在的问题与难点 |
| 1.2 酚类污染物处理的研究现状 |
| 1.2.1 酚类污染物处理工艺研究现状 |
| 1.2.2 酚类化合物生物降解机制 |
| 1.3 微电解技术的研究进展 |
| 1.3.1 微电解技术的发展 |
| 1.3.2 微电解的机理 |
| 1.3.3 微电解反应的影响因素 |
| 1.3.4 微电解技术的优缺点 |
| 1.4 微电解与生物耦合工艺的研究进展 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.6 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 微电解处理酚类化合物的静态试验 |
| 2.2.2 微电解耦合生物反应装置与运行条件 |
| 2.2.3 煤化工废水生物毒性检测试验 |
| 2.2.4 单一酚类化合物生物降解的静态试验 |
| 2.2.5 微电解/生物-A/O组合工艺处理煤化工废水的中试试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 铁碳填料和活性污泥的表征方法 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.4 遗传毒性测定 |
| 2.3.5 活性氧自由基的检测 |
| 2.3.6 16SrDNA高通量测序方法 |
| 第3章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水酚类物质的效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁碳微电解填料的性能表征 |
| 3.2.1 铁碳填料的理化性质 |
| 3.2.2 铁碳填料的表面官能团组成 |
| 3.2.3 铁碳填料的表面形态特点 |
| 3.3 铁碳填料的稳定性和再生性 |
| 3.3.1 铁碳填料的稳定性 |
| 3.3.2 铁碳填料的再生性 |
| 3.4 微电解处理酚类化合物的影响因素 |
| 3.4.1 铁碳填料性质对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.2 溶解氧浓度对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.3 pH值对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.4 铁碳填料投加量对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.5 各因素对微电解反应的综合影响 |
| 3.5 微电解/生物耦合工艺的处理效果 |
| 3.5.1 COD和总酚的去除效果 |
| 3.5.2 有机化合物组成变化 |
| 3.5.3 出水可生化特性 |
| 3.6 微电解/生物耦合工艺的生物毒性削减研究 |
| 3.6.1 生物毒性分析 |
| 3.6.2 煤化工废水不同组分的毒性特点 |
| 3.6.3 水质特点与生物毒性的相关性 |
| 3.7 微电解对特征酚类化合物生物降解性能的影响 |
| 3.7.1 非微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.7.2 微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 微电解/生物体系强化酚类物质去除的作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁碳填料的吸附作用 |
| 4.3 新生态铁离子的絮凝沉淀作用 |
| 4.4 微电解对活性污泥性能的影响 |
| 4.4.1 活性污泥中铁元素的存在形式 |
| 4.4.2 污泥浓度与沉降性能 |
| 4.4.3 污泥胞外聚合物含量与组成 |
| 4.4.4 活性污泥形态结构特点 |
| 4.5 微电解对微生物群落结构的影响 |
| 4.5.1 微生物群落的多样性 |
| 4.5.2 微生物群落结构特点 |
| 4.5.3 微生物群落结构与环境因子相关性分析 |
| 4.6 生物作用对微电解反应的影响 |
| 4.6.1 铁碳复合填料表面形态变化 |
| 4.6.2 出水pH变化 |
| 4.6.3 铁离子溶出量变化 |
| 4.7 微电解与生物的协同作用机制 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水的中试研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微电解/生物反应池启动运行阶段的处理效果 |
| 5.2.1 污泥的培养与驯化 |
| 5.2.2 COD的去除效果 |
| 5.2.3 总酚的去除效果 |
| 5.3 微电解/生物反应池运行条件调控 |
| 5.3.1 铁碳填料填充量对处理效果的影响 |
| 5.3.2 水力停留时间对处理效果的影响 |
| 5.3.3 进水冲击负荷冲对处理效果的影响 |
| 5.4 微电解/生物反应池稳定运行阶段的处理效果 |
| 5.4.1 COD和总酚的去除效果 |
| 5.4.2 出水可生化性与生物毒性 |
| 5.4.3 铁碳填料的性能分析 |
| 5.5 微电解/生物反应池对后续A/O工艺运行的影响 |
| 5.5.1 A/O池启动阶段COD和总酚的去除效果 |
| 5.5.2 A/O池启动阶段氨氮和总氮的去除效果 |
| 5.5.3 A/O池稳定阶段的处理效果 |
| 5.6 铁碳填料投加成本评估 |
| 5.7 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 |
（9）基于BioWin的A/A/O污水处理工艺模拟及优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 活性污泥模型研究现状 |
| 1.3 污水处理工艺优化研究现状 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 2 污水处理厂A/A/O工艺模型建立与校验 |
| 2.1 模型构建 |
| 2.2 参数表征 |
| 2.3 模型校准 |
| 2.4 模型验证 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 A/A/O工艺运行优化模拟研究 |
| 3.1 运行影响因素模拟分析 |
| 3.2 系统节能降耗措施模拟研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 污水处理厂最优运行策略及工程实践 |
| 4.1 A/A/O工艺系统响应曲面法应用 |
| 4.2 最优运行策略与实践评估 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士期间发表论文情况 |
（10）石化园区重点装置废水对综合污水处理厂影响模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 石化工业园区水污染控制现状 |
| 1.3 废水生物处理数值模拟方法 |
| 1.3.1 废水生物处理数学模型 |
| 1.3.2 废水生物处理模拟软件 |
| 1.4 Bio Win污水处理数值模拟软件 |
| 1.4.1 Bio Win污水处理数值模拟软件简介 |
| 1.4.2 Bio Win污水处理数值模拟软件在国内外的应用 |
| 1.4.3 Bio Win模拟的关键影响因素 |
| 1.4.4 废水水质对关键动力学参数和化学计量学参数的影响 |
| 1.5 课题研究意义与主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 2 废水水质特征化组分参数及关键参数的研究方法 |
| 2.1 水质特征化组分分析 |
| 2.1.1 污水特征化组分的划分 |
| 2.1.2 污水特征化组分分析方法 |
| 2.2 动力学参数与化学计量学的参数 |
| 2.2.1 动力学参数 |
| 2.2.2 化学计量参数 |
| 2.3 实验方法的设计 |
| 2.3.1 污水特征化组分分析方法 |
| 2.3.2 动力学参数和化学计量学参数测定方法 |
| 3 污水处理工艺模型的建立与运行模拟 |
| 3.1 园区污水厂概况 |
| 3.2 模拟对象工艺模型的建立 |
| 3.3 污水特征化组分参数的确定 |
| 3.4 污水处理厂初步模拟 |
| 3.4.1 确定进水水质 |
| 3.4.2 确定模型运行参数 |
| 3.4.3 初步模拟结果 |
| 3.5 敏感性分析 |
| 3.5.1 敏感性分析方法 |
| 3.5.2 敏感性参数的调整 |
| 3.6 模型校准 |
| 3.7 关键动力学参数和化学计量学参数的测定 |
| 3.7.1 异养菌的产率系数 |
| 3.7.2 异养菌衰减速率 |
| 3.7.3 异养菌的最大比增长速率 |
| 3.7.4 氨氧化菌的最大比增长速率 |
| 3.8 测量参数与调整参数的比较 |
| 3.9 小结及建议 |
| 3.9.1 小结 |
| 3.9.2 建议 |
| 4 装置废水模拟入厂对出水的影响 |
| 4.1 巴豆醛废水模拟入厂分析 |
| 4.1.1 巴豆醛混合废水关键参数的测定 |
| 4.1.2 巴豆醛模拟废水特征化组分的分析 |
| 4.1.3 巴豆醛废水模拟入厂的结果分析 |
| 4.1.4 巴豆醛废水进厂情况验证 |
| 4.2 丁辛醇废水模拟入厂分析 |
| 4.2.1 丁辛醇混合废水关键参数的测定 |
| 4.2.2 丁辛醇模拟废水特征化组分的分析 |
| 4.2.3 丁辛醇废水模拟入厂的结果分析 |
| 4.3 丙烯酸酯废水模拟入厂分析 |
| 4.3.1 丙烯酸酯混合废水关键参数的测定 |
| 4.3.2 丙烯酸酯模拟废水特征化组分的分析 |
| 4.3.3 丙烯酸酯废水模拟入厂的结果分析 |
| 4.4 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
四、Research on Dynamics Design for Active Sludge System（论文参考文献）
- [1]利用ASM1模型分析进水颗粒无机物对污水厂运行的影响[D]. 刘紫威. 扬州大学, 2021(02)
- [2]好氧活性污泥对垃圾渗滤液中PPCPs的去除效能及生物转化机制研究[D]. 张雪. 北京大学, 2021(12)
- [3]改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用[D]. 季晶. 兰州大学, 2021(09)
- [4]基于ASM3的菌藻共生系统模拟研究[D]. 盛化军. 合肥工业大学, 2021(02)
- [5]絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟[D]. 林昱昕. 合肥工业大学, 2021(02)
- [6]活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发[D]. 李思安. 北京化工大学, 2020(02)
- [7]基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究[D]. 张露予. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [8]微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究[D]. 麻微微. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [9]基于BioWin的A/A/O污水处理工艺模拟及优化[D]. 张芸蓓. 华中科技大学, 2020(01)
- [10]石化园区重点装置废水对综合污水处理厂影响模拟研究[D]. 杨宗璞. 兰州交通大学, 2020(01)