一、采用序批式反应器短程生物脱氮工艺处理高氨氮制药废水（论文文献综述）
李彬娟[1]（2021）在《部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究》文中认为为了开发经济高效的低浓度氨氮废水处理工艺,本研究首先分别在序批式活性污泥反应器（SBR）以及连续式生物滤柱反应器中探究了部分亚硝化工艺的启动和运行参数;然后在连续式厌氧氨氧化生物滤柱反应器中（CABR）探究了经部分亚硝化工艺处理的低浓度含氮废水的启动策略和脱氮性能,以期为两段式部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺处理低浓度氨氮废水提供技术支撑。论文主要研究结果以及结论如下:（1）采用SBR维持进水NH4+-N浓度150±5 mg/L条件下,通过间歇曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅19 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段SBR平均出水NH4+-N与NO2--N浓度分别为66.49和63.17 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值维持在0.84～1.05,平均NO2--N积累率（NAR）高达93.25%。当降低进水NH4+-N浓度至75±5 mg/L时,间歇曝气和连续曝气模式下,平均出水NAR分别为95.40%和95.04%,均可稳定地实现部分亚硝化。（2）进行部分亚硝化的SBR,进水NH4+-N降低至60±5 mg/L时,当水温从32℃梯度降温至27℃和22℃时,随着水温的降低,平均NAR由85.80%降至61.01%和30.45%,表明温度的降低不利于部分亚硝化的进行。（3）维持部分亚硝化生物滤柱反应器（PNBR）进水NH4+-N浓度为105±5mg/L,在HRT为4 h时,采取连续曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅12 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段平均出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为44.24和54.78 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值为0.98～1.37,平均NAR高达99.14%。但当进水NH4+-N降为60±5 mg/L时,HRT缩短为2 h和1 h时,平均NAR分别为99.26%和10.08%。（4）维持PNBR进水NH4+-N浓度为60±5 mg/L,在HRT为1 h下添加1mmo L/L氯酸钾,当水温从30℃梯度降温至25℃和20℃时,随着温度的降低,平均NAR由75.57%升高至82.89%和85.23%,表明添加1 mmo L/L氯酸钾时,梯度降温（30℃→25℃→20℃）并不会影响部分亚硝化性能。（5）CABR重启阶段,控制进水NH4+-N和NO2--N分别为50±3和50±3mg/L,通过逐级缩短HRT的启动策略,进水NLR从0.29提高至2.43 kg-N/（m3·d）仅需21 d,且出水TN浓度小于15 mg/L。运行阶段降低进水NH4+-N和NO2--N分别为28±2和28±2 mg/L,逐步缩短CABR的HRT至20 min,此时NLR为4.20±0.10 kg-N/（m3·d）,稳定阶段TN平均去除率稳定在86.33%;当HRT为20 min时,继续降低反应器水温至25℃,稳定阶段TN平均去除率仍可稳定在86.42%。（6）CABR沿程水质测定结果显示,厌氧氨氧化作用主要发生在反应器0～20cm区段,其颗粒污泥和生物膜的生物量浓度分别为17.41和8.61 g/L,且对应的厌氧氨氧化菌活性（SAA）分别为0.43和0.28 g/（g-VSS·d）。微生物高通量测序结果表明,反应器不同区段厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia均为优势菌种。其中,0～20 cm段颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占31.34%和34.05%;20～47 cm颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占25.43%和29.67%。
万佳铭[2]（2021）在《一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究》文中指出近年来,一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺（PN-A）因其高效低耗的特点而受到国内外学者的广泛关注。该工艺已成功应用于处理高氨氮浓度废水。但对于中低浓度废水的处理大多数停留在实验室或者中试阶段,实际工程应用等报道较少。并且由于厌氧氨氧化菌（Anammox Bacteria,AnAOB）生长缓慢,PN-A反应器的启动缓慢。本文针对中低氨氮浓度的PN-A工艺的启动和稳定运行展开研究。本实验采用序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor,SBR）反应器培养耦合污泥,通过在实现了中低浓度短程硝化的反应器中接种具有高效能力的厌氧氨氧化颗粒污泥,形成好氧氨氧化菌（Ammonia Oxidation Bacteria,AOB）与AnAOB耦合系统,维持系统的稳定性,按照完全硝化→高负荷短程硝化→中低负荷短程硝化→一段式短程硝化-厌氧氨氧化启动的运行方式,能够较快地启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化反应器,并且稳定运行90天。主要结论如下:（1）硝化反应器启动阶段,投加2.5 L的悬浮塑料填料,通过7 d的运行,硝化反应成功启动,进水NH4+-N浓度为100 mg/L、温度为30～32℃,保持水力停留时间（HRT）在6h,氨氮去除效果较好,NH4+-N的去除率迅速提升至99%,氨氮去除负荷为0.2kg N/（m3·d）左右。出水NO3--N浓度在20～30mg/L之间,亚硝酸盐累积率较低,说明反应器内的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）仍然具有较高的活性。需要在后续运行过程,继续抑制NOB的生长,以利于短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应的实现。在本阶段溶解氧浓度较高,导致反应器内的NOB活性较高。在后续实验中,将通过提高进水氨氮的负荷,来提高溶解氧的消耗速率,在相同充氧能力条件下,可以降低溶解氧浓度,提高对NOB的抑制。（2）在硝化反应器成功启动后,保持反应器HRT不变,进水氨氮浓度呈梯度上升。在高浓度短程硝化反应启动阶段,实现了进水氨氮负荷（NLR）1.9kgN/（m3·d）条件下,短程硝化率为77.31%,氨氮去除率稳定在90%左右。大部分污泥呈絮状分布,絮体污泥颗粒化较少,污泥颗粒较小,呈现出高度不规则形状,絮状污泥呈深褐色。污泥的粒径分布没有明显的规律,从最小0.35～1.5 μm粒径的污泥絮体到最大250 μm粒径左右的微生物聚集体。但是进水氨氮浓度较高（952.87mg/L）,溶解氧浓度也较高,不能满足中低浓度条件下短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动。需要在中低浓度条件下,实现短程硝化,并且进一步降低溶解氧浓度,以满足短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动的需要。（3）中低浓度短程硝化反应器启动阶段,从硝化反应器中接种0.5 L实现了高浓度短程硝化的絮体污泥,投加700mL的悬浮塑料填料,实验控制进水基质浓度和降低溶解氧浓度两种方式经过60天的运行,进行了进水NH4+-N浓度最低为112.01 mg/L条件下的短程硝化,短程硝化率为79.78%,NLR为224.02 gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化;在溶解氧浓度为0.8 mg/L条件下,仍然能够实现0.45 kgN/（m3 d）左右的氨氮去除负荷;AOB的活性增加至1.643 kgN/（m3·dMLVSS）,而NOB活性基本维持稳定在 0.0712 kgN/（m3·dMLVSS）～0.0833 kgN/（m3·dMLVSS）。AOB 活性远远大于NOB活性,NOB菌的活性受到抑制,反应器已经具备中低浓度条件下启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器的条件。中低浓度短程硝化反应器启动初期混合液悬浮固体（MLSS）为1.31 g/L,挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）为0.59 g/L,MLVSS/MLSS为0.45,反应器运行结束时,MLSS为1.33 g/L,MLVSS 为 0.71g/L,MLVSS/MLSS 为 0.53。（4）在中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动和运行阶段,启动初期,在短程硝化反应器中接种0.2L厌氧氨氧化颗粒污泥,氨氮去除率波动较大,这可能是由于接种污泥培养环境的改变,在低溶解氧和低进水基质浓度条件下,短程硝化反应受到严重抑制,AOB和AnAOB的活性得不到充分的利用。提高耦合反应器内溶解氧后,AOB活性迅速恢复,实验经过110天的运行,进行了进水浓度为100mg/L左右、HRT为8h的条件下的短程硝化-厌氧氨氧化,NLR为120～160gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化-厌氧氨氧化;持续降低溶解氧浓度,在溶解氧浓度为0.22 mg/L条件下,仍然能够实现93%左右的氨氮去除率,TN去除率缓慢增加至80%左右,短程硝化和厌氧氨氧化协同作用;AOB活性在1.216 kgN/（m3·dMLVSS）,NOB活性基本维持稳定在 0.0714 kgN/（m3·dMLVSS）,反硝化细菌（Denitrifying Bacteria,DNB）活性在 0.0756 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 活性在 0.4032 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 只有在缺氧条件下才表现出活性,在好氧条件下并不具有活性。反应器成功实现了中低浓度条件下启动短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器。在耦合反应器启动初期MLSS为1.33 g/L,MLVSS为0.71 g/L,MLVSS/MLSS为0.53,最终反应器 MLSS 为 2.09 g/L、MLVSS 为 1.51 g/L、MLVSS/MLSS 为 0.72,反应器内生物量有所增加。
吴岩[3]（2020）在《短程硝化反硝化处理高浓氨氮废水效果及机理研究》文中提出实验依靠传统A/O工艺运行短程硝化反硝化工艺,在初期进行参数实验确定运行参数pH和溶解氧（DO）的控制范围,得出将pH控制在7.5-7.9、DO控制1.6-2.0 mg/L时系统的氨氮去除效果最好,亚硝酸盐（NO2--N）累积效果最佳。随后研究对高浓度氨氮废水的脱氮效果及高浓度氨氮对短程硝化反应速率、系统内活性污泥和功能菌群的影响。结果表明处理氨氮浓度约1000 mg/L的人工废水时,氨氮去除效果最高可达99.3%,平均去除率均高于95%,且总氮（TN）的去除率为71.9-78.4%,平均达到75.3%,有较高的脱氮效果,同时对有机质的去除效果也表现良好。针对短程硝化程度和反应速率进行研究,高浓度氨氮下系统游离氨(CFA)浓度从最初的0.38 mg/L提高到17.11 mg/L,较大程度上影响亚硝酸盐氧化菌（NOB）活性,而对氨氧化菌（AOB）影响较小,导致AOB更容易争夺氧气。同时微生物耗氧速率的结果表明,随着氨氮浓度的提高AOB耗氧速率从最初24.64 mgO2/（MLVSS?h）最终下降到15.66 mgO2/（MLVSS?h）,而NOB耗氧速率从最初的27.4 mgO2/（MLVSS?h）降低为1.09mgO2/（MLVSS?h）;通过研究氨氮（NH4+）与NO2--N的氧化速率测定结果表明,氨氮浓度的提高导致NO2--N的氧化速率下降,所以高氨氮条件下反应器更容易累积NO2--N;应用Monod方程模拟两组反应器对氨氮的反应动力学,结果表明氨氮浓度从40 mg/L升高到1000 mg/L后,氨氮的最大反应速率从0.24 d-1提高到0.74 d-1,证明高氨氮下系统内部底物反应的速率加快。在污泥的研究中,通过对污泥的质量和污泥内部微生物菌落两方面进行研究。结果表明,高浓度氨氮下污泥量提高且MLVSS/MLSS由0.67提高至0.77,这意味着活性污泥的可生化性变高;胞外聚合物（EPS）增多,多糖从8.5 mg/gVSS提高到17.6 mg/gVSS、蛋白从8.77 mg/gVSS升高至14.31 mg/gVSS,污泥EPS外部构筑体增多与底物的反应速率增快,且PN/PS减少意味着污泥强度和稳定性提高;SEM电镜扫描结果可知,高浓度下的污泥内部结构层次增多同时比表面积增大,并初步观察到内部微生物的形态产生变化。功能菌群的分析结果表明,对照组与实验组热聚图结果显示菌落间距离较大,种群相似度很低,证明高浓度氨氮影响功能菌的组成。同时微生物丰度提高,但是Simpson指数的降低与Shannon指数的升高代表种群多样性反而降低;优势门从Proteobacteria、Planctomycetes、Bacteroidetes和Chloroflexi变为Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi、Ignavibacteriae;属水平上反硝化菌Thauera大量增多,氨氮氧化功能菌Nitrosomonas、Phycisphaera和Solitalea为优势属。对照组污泥中未检测到亚硝酸盐氧化菌Nitrospira,证明氨氮浓度的增加逐步淘汰了Nitrospira,使得高浓度氨氮下NO2--N的进一步转化受到抑制。
温慧凯[4]（2020）在《连续流短程硝化反硝化降解高氨氮含盐废水研究》文中指出当污水中存在高浓度氨氮及盐分时将对环境带来极大的危害,传统活性污泥脱氮工艺可能因盐分而导致系统的崩溃,故有越来越多的人开始着眼于新型脱氮工艺。其中的短程硝化反硝化工艺可依靠活性污泥微生物将硝化过程控制在氨氧化阶段,随即进行反硝化,与传统脱氮工艺相比,有着节约能源、反应速率快、产泥量少等优点。因此,本研究针对高氨氮含盐废水,通过对连续流短程硝化、连续流反硝化进行快速启动,并研究盐度对连续流短程硝化、连续流反硝化的影响,得出结果如下:（1）在温度为28±2℃、溶解氧为0.1-0.5 mg/L的情况下,以半碱度条件进行连续流半量短程硝化驯化培养,可在9天时间内实现半量短程硝化,其氨氮去除率达53%,亚硝态氮积累率高达92.3%。连续流半量短程硝化装置最佳运行的溶解氧浓度为0.2-0.3mg/L。直接以连续流半量短程硝化出水来进行连续流厌氧氨氧化启动时,系统内可发生全程硝化反硝化,无法实现厌氧氨氧化。（2）由连续流半量短程硝化转换至连续流短程硝化约耗时20日。转换过程中,通过降低SRT至18日淘洗掉NOB菌,从而维持良好的亚硝化,其氨氮去除率最高达98.36%,NAR则稳定在90%;通过逐步提升进水NO2--N浓度的方式启动连续流反硝化耗时约20日,在NO2--N浓度约为300mg/L时,NO2--N去除率稳定在87%左右;整个启动过程中,连续流反硝化污泥SDR呈上升态势,由53.4 mg-（NO2-N）/(g（MLSS）·d)提升至62.5 mg-（NO2-N）/(g（MLSS）·d)左右。连续流反硝化启动过程中污泥SV30由75.0%逐步下降至40.5%。（3）在0、5、10、15g/L四个盐度水平下,连续流短程硝化出水NO2--N浓度平均值均高于270mg/L,NAR平均值均高于91%,出水NH4+-N浓度平均值均在9mg/L以下,NO3--N浓度平均值则由25.26 mg/L不断下降至11.22 mg/L。连续流短程硝化污泥SAOR较为稳定。在盐分的胁迫下,连续流短程硝化污泥EPS各成分含量均随盐度的改变发生了一定的变化。盐度由0 g/L提升至15 g/L的过程中,各组分均有不同幅度的增长趋势。连续流反硝化装置在进水中NO2--N浓度维持在300mg/L上下时,出水NO2--N浓度有较大波动,但其去除率均维持在70%以上。因为盐类的加入抑制了脱氢酶的活性,使微生物代谢速率降低,也即导致反硝化污泥SDR的降低。在盐度由0 g/L提升至5 g/L时,反硝化污泥EPS各组分含量均达到最高,后续则随盐度提升而逐步降低。实验所采用的乙酸钠易吸收降解,导致微生物分泌出更多的胞外酶,从而导致了在所有盐度下的污泥LB-EPS、TB-EPS中的蛋白质含量均高于多糖含量。
包美玲[5]（2020）在《藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究》文中认为目前,养猪废水主要采用厌氧+好氧生物法进行处理,厌氧消化处理后的养猪沼液因具有高氨氮浓度,低C/N比的水质特点,传统生物脱氮技术面临着氮去除率不高、曝气能耗大、外加碳源量高等诸多难题亟待解决。短程硝化反硝化新型脱氮技术具有能够降低曝气和外加碳源需求等优点引起了学者们高度关注。微藻生物反应器具有良好的氮磷去除性能,在养猪废水的处理与资源化回收方面具有良好的应用前景。本文将短程硝化反硝化这一研究热点与微藻系统处理养猪废水这一新兴技术相结合,充分发挥两种技术高效脱氮除磷的特点,利用微藻和短程硝化污泥联合构建藻菌共生光序批式生物膜反应器（PSBBR）,探究其处理养猪沼液的影响因子、长期运行短程脱氮效能,并对系统氮转化路径和菌群结构进行分析,初步探讨了藻菌共生PSBBR系统短程脱氮机制。本文主要研究内容和结论如下:（1）利用高浓度氨氮和低C/N比的进水,在调控系统p H为7.5～8.5、DO为0.8～1.2 mg/L条件下驯化短程硝化污泥。结果表明驯化50d左右获得了具有高NH4+-N去除效能和短程硝化作用的污泥,其氨氮去除能力为12.30 mg NH4+-N/（g MLVSS·h）,好氧过程亚硝酸盐积累率（NAR）为92.22%。对比先投加污泥后投加微藻和污泥、微藻同时投加两种方式对构建藻菌共生PSBBR体系的影响,结果表明先泥后藻投加的系统脱氮除磷相对更好,特别是脱氮优势显着。（2）以氮磷去除率及出水叶绿素a浓度为评价指标,探究了水力停留时间（HRT）、光照强度对PSBBR脱氮除磷的影响。结果表明HRT和光照强度对系统脱氮除磷均有影响,其中HRT对系统除磷影响较为显着,系统在HRT为2d、光照强度为5000lux时,脱氮除磷效果好,反应器污水日处理量较大、且能源消耗较低。此时系统NH4+-N、TN和TP去除率分别可达97.03%、93.51%、82.55%,出水叶绿素a浓度为178.96～212.65μg/L。（3）长期运行藻菌共生PSBBR,考察系统脱氮除磷效果,短程硝化稳定性及碳源经济性,并且依据氮守恒原则分析了氮转化路径。结果表明系统在NH4+-N负荷为300 mg·L-1d-1下运行37d时,NH4+-N、TN和TP去除率平均值分别为96.25%、93.36%、82.66%,系统脱氮除磷效果较好,NAR平均值为91.93%,实现了稳定的短程硝化。反硝化阶段单位体积进水乙酸钠投加量为973.69 mg/L,比纯污泥SBBR节省碳源17.8%、比传统生物脱氮技术节省碳源约60.5%。菌群的主要脱氮途径为NH4+-N→NH2OH→NO2--N→NO→N2O→N2,部分反硝化最终产物为N2O。系统稳定运行阶段,NH4+-N和TN平均去除率分别为96.6%、95.3%,其中6.8%的氮被生物质吸收,88.5%的氮通过短程硝化反硝化去除。（4）利用高通量测序技术分析了不同时期活性污泥菌群结构及功能菌丰度变化规律。结果表明原始污泥驯化为短程硝化污泥后,微生物丰富度、多样性及均匀度均降低。短程硝化污泥中氨氧化菌（AOB）丰度为19.31%,这主要是亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）,亚硝酸盐氧化菌（NOB）丰度低于0.1%,AOB/NOB比大于193.1。藻菌共生PSBBR运行37d后的生物膜中AOB丰度为5.65%,NOB丰度低于0.1%,AOB/NOB比大于56.5,此时生物膜仍具有良好的短程硝化功能,此外生物膜中相对丰度为76.61%的陶厄氏菌属（Thauera）有利于系统脱氮。
刘小锦[6]（2020）在《CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究》文中指出近年来,基于短程硝化和厌氧氨氧化的CANON工艺具有流程短、无需外加碳源、节省耗碱量和耗氧量、基建成本低且剩余污泥产量少等优势,在高氨氮废水脱氮领域得到广泛的研究和初步应用。但该工艺在处理中低浓度氨氮废水（500 mg·L-1以下）时仍然存在很多制约因素,其中包括启动时间长、系统稳定性差、废水中有机物的抑制等。本研究采用R1和R2两个反应器,比较CANON工艺在处理中低浓度氨氮废水时不同运行方式的脱氮性能和稳定性差异,以期寻找适合中低浓度氨氮废水条件下CANON工艺高效稳定运行的模式。整个试验主要分为两个阶段。阶段Ⅰ（R1:1-170d,R2:1-120d）,研究R1和R2反应器在进水NH4+-N浓度为200 mg·L-1时CANON工艺的启动过程。通过“三调整一提高”（逐步调整缩短HRT、调整曝气量、调整回流比和提高氨氮容积负荷）的方式实现反应器“低浓度高通量”启动,考察了启动阶段系统氮去除及关键参数的变化规律,对比两个反应器中CANON工艺的脱氮效能。研究结果如下:（1）R1反应器为升流式污泥床反应器,170 d完成了污泥颗粒化培养。稳定运行时,HRT为6h,N/L达到0.801 kg·（m3·d）-1,系统平均NH4+-N去除率和平均TN去除率分别为93%和81%,出水NH4+-N和TN浓度分别在15 mg·L-1和42 mg·L-1以下。反应系统中污泥以颗粒和絮体两种方式共存,平均粒径超过668.725 μm。（2）R2反应器为升流式生物膜反应器（内置填料）,120 d后完成CANON工艺启动。稳定运行阶段,HRT为5h,NIL为0.902 kg·（m3·d）-1,出水NH4+-N和TN分别在6 mg·L-1和30 mg·L-1以下,系统实现了 97.18%的平均NH4+-N去除率和85.87%的平均TN去除率。污泥系统集絮体、颗粒以及填料上的生物膜3种形式为一体,具有较强的稳定性。（3）启动过程中,两个反应器中AOB和AnAOB物种丰度呈增加趋势,NOB和其它非功能菌群在该阶段不断被淘汰。当CANON启动完成时,R1反应器中AOB和AnAOB占比分别上升至为6.16%和13.83%,DeNOB占比仅为1.21%;R2反应器中3种主要脱氮反应的菌群AOB、AnAOB 和 DeNOB 占比分别为 20.22%、32.65%、3.55%,占比均高于 R1。其中,AOB和AnAOB在该阶段的优势菌属分别为Nitrosomonas和CandidatusJettenia。阶段Ⅱ（R1:171-248 d,R2:121-248 d）,进一步探究两种方式启动的CANON系统对有机物的耐受阈值,以期建立中低浓度氨氮废水同步脱氮除碳体系。此阶段通过逐步增加进水COD浓度同时调整曝气量,考察有机物浓度对CANON系统的氮去除能力和微生物形态特征的影响。研究结果如下:（1）R1反应器进水COD从30 mg·L-1逐渐增大至80 mg·L-1,当其超过50 mg·L-1时,系统氮去除能力下降且颗粒污泥开始解体,后期进水停止加入COD以恢复系统稳定性。从氮去除能力和污泥状态来看,R1反应器可用于处理COD浓度低于50 mg·L-1的中低浓度氨氮废水。（2）R2反应器进水COD浓度则从50 mg·L-1逐渐增加至200 mg·L-1,比R1反应器对水质变化具有更好的适应能力,成功完成了 CANON耦合反硝化工艺,且R2反应器的最佳C/N 比为0.5。最佳C/N 比条件下,R2反应器对NH4+-N和TN最高平均去除效率分别达到97.09%和93.67%,同时最高COD去除率为95.88%,满足同步脱氮除碳的需求。（3）过高的有机物浓度主要抑制厌氧氨氧化菌群的生物活性,主要体现在AnAOB去除NH4+-N的速率降低,且对R1反应器的影响大于R2反应器;同时,进水提供的有机碳源促使DeNOB的生物活性不断提高,最终R1和R2反应体系中DeNOB对NO3--N的去除速率分别为10.95 mg（g·h）-1 和 10.36 mg（g·h）-1。（4）阶段Ⅱ后期,参与脱氮过程的优势菌属多样性和丰度发生了明显的演变,新增了 AnAOB中CandidatusKuenenia菌属,反硝化属中的Comamonadaceae菌属和Xanthomonadaceae菌属。AOB 和 AnAOB 整体占比受有机物浓度影响骤减,而DeNOB在该阶段物种丰度明显上升,在R1和R2体系中占比分别达到4.25%和8.34%,这与两个反应器中反硝化性能的差异正相关。综合对比,CANON工艺启动过程中,R2反应器所用的启动时间更短,并且运行过程中脱氮能力要略强于R1反应器。同时,由于填料的存在,R2系统对COD的耐受浓度高于R1,可用于低C/N比、中低浓度氨氮废水的同步脱氮除碳处理。
杨含[7]（2020）在《零价铁介导下猪场废水厌氧消化液自养脱氮的影响因素与机制》文中提出猪场废水厌氧消化液是一种典型的高氨氮低碳废水,在不能还田利用的地区需要进行达标排放处理。零价铁（ZVI）介导的自养反硝化在猪场废水厌氧消化液脱氮方面具有广阔前景,但其影响因素和脱氮机理尚不清楚。本论文就ZVI介导猪场废水厌氧消化液自养脱氮的因素和微生物机制进行研究。主要结果如下:（1）研究了ZVI添加量（0、5、10、20、30、40g/L）对ZVI介导自养脱氮系统的脱氮效果及微生物群落结构影响。结果表明,ZVI添加量低于40 g/L可以提高脱氮效果,其中30 g/L的脱氮效果最好,NH4+-N和TIN去除率分别为69.68%和50.12%。过量ZVI对微生物有毒害作用,降低体系运行效果。ZVI可促进Anammox菌（Candidatus Brocadia）和Feammox菌（Ignavibacterium）的富集并改变体系脱氮途径,不添加ZVI时主要脱氮途径为传统硝化-异养反硝化,而ZVI介导下主要通过氨氧化、亚硝酸盐氧化、厌氧氨氧化和厌氧铁氧化等途径实现脱氮。（2）研究了无机碳源（KHCO3添加量为0、0.5、1、2 g,反应体系分别命名为R0、R0.5、R1、R2）对ZVI介导自养脱氮系统的影响。结果表明,无机碳源可以显着提高NH4+-N去除率。无ZVI介导时,R2、R1、R0.5的NH4+-N去除率分别为98.39%、65.18%、44.56%,相较空白组R0提高了86.5%、53.29%、32.67%。在ZVI介导后,R2、R1、R0.5的NH4+-N去除率相较于空白组R0提高73.03%、47.07%、24.02%,ZVI降低了KHCO3对NH4+-N氧化的促进作用。KHCO3可提高TIN去除效果,R2、R1、R0.5的平均TIN去除率分别为19.01%、32.04%、27.62%,相较空白组R0提高10.60%、23.63%、19.21%。KHCO3不仅对反应体系具有缓冲作用,而且可促进氨氧化细菌（AOM）的活性。投加量低于2 g时,KHCO3添加量越大其活性越高。TIN去除是Anammox和异养反硝化（DN）共同作用的结果。（3）研究了有机碳源对ZVI介导自养脱氮系统的影响,结果表明,添加有机碳源乙酸钠（进水C/N比=2）可显着促进NH4+-N和TIN去除,在稳定期间实验组的平均NH4+-N、TIN去除率分别为91.09%、84.1%,相较对照组（进水C/N比<0.1）分别提高了60.06%、75%。添加有机碳源可提高AOM活性、ANAMMOX活性和DN活性,其脱氮主要途径为异养反硝化和厌氧氨氧化作用。有机碳源可刺激微生物分泌胞外多聚物,促进污泥的絮凝团聚,同时阻碍细胞表面被铁氧化物附着,减少细胞表面钝化,也降低铁对微生物细胞的毒害并使其保持较高的活性。（4）进行了ZVI介导自养脱氮体系处理猪场废水厌氧消化液的验证试验。结果表明,ZVI介导自养脱氮系统对猪场废水厌氧消化液NH4+-N的平均去除率高达98%,但TIN去除率仅为43.7%。NH4+-N和TIN去除率均高于对照组（不含有机碳的高氨氮模拟废水）,但低于添加有机碳源的人工模拟含氮废水处理效果,推测可能是由于实际猪场废水厌氧消化液成分复杂且存在抗生素、重金属等抑制因子。
刘英瑞[8]（2020）在《好氧颗粒污泥协同脱氮工艺调控及N2O释放特性研究》文中认为近年来,我国大量排放的生活污水和工业废水中氮污染物包括氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮等含量较高,导致水体富营养化日益严重,同时危害人体健康。目前,好氧颗粒污泥（AGS）技术作为新型污水处理技术是当前最有应用价值的生物处理新技术之一,弥补了传统生物处理法如活性污泥法和厌氧生物处理的不足。然而,随着我国污水排放标准日益严格,由于废水处理过程中存在碳氮比失衡和碳源不足等原因,单一好氧颗粒污泥协同生物脱氮技术难以实现高效硝化反应、后续反硝化反应以及总氮去除率达标,并且在脱氮过程中还会伴随大量温室气体如氧化亚氮（N2O）的释放造成臭氧层破坏和全球气候变暖等诸多问题。此外,好氧颗粒污泥本身受对碳源需求的限制,许多研究大量使用液体碳源满足好氧颗粒污泥协同生物脱氮过程中的碳源会造成过度浪费和二次污染等环境问题。因此,本论文基于好氧颗粒污泥技术,协同其他生物脱氮工艺,研究了生物脱氮过程中N2O释放特性,确定好氧颗粒污泥协同脱氮工艺以及其耦合系统中优势菌群和功能微生物和微生物产物的特性,为进一步加强后续反硝化、实现总无机氮去除和改善出水水质提供理论依据。主要内容和结论如下:1.利用光条件协同好氧颗粒污泥实现短程硝化,反应器运行150天后,总无机氮（TIN）去除效率和亚硝酸盐积累率（NAR）分别为63.6%和88.5%。（SOUR）NH4和（SOUR）NO2比例从1增加到2.8,表明NOB活性受到抑制。AGS-PSBR中藻类的存在导致N2O的释放速率最高达12.9μg/min。AGS-PSBR中的生物群落表现出显着差异,在200μmol/m2s的照度下,有Nitrosomonas菌的富集。2.在好氧颗粒污泥耦合固相反硝化分段式反应器中进行生物脱氮。在整个阶段中,出水NH4+-N和TIN分别高达99.6%和99.4%。在一个周期内好氧颗粒污泥硝化过程（AGS-SBR）和固相反硝化（PBS-SBR）过程中,最高N2O释放速率分别为12.9μg/min和4.6μg/min。组分2的荧光强度得分在AGS-SBR中从0.66降低到0.15,在PBS-SBR中从0.02增加到0.05,这表明蛋白类物质可能在硝化过程中被利用,而缺氧条件下硝酸盐或亚硝酸盐的反硝化可以刺激溶解性微生物产物（SMP）的产生。微生物群落分析表明,Thauera是AGS-SBR的主要属,而Hydrogenophaga Simplicispira和Thiomonas是PBS-SBR的主要属。3.将耦合的分段式反应器一体化,利用额外投加的PBS粉末作为碳源强化AGS系统中的生物脱氮。PA-SBR最终实现了总无机氮的去除,最终出水TIN去除率为98.4%。在一个周期内,NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度最终都低于0.1、0.2和0.1 mg/L,实现了总无机氮的去除。在一个周期内,PA-SBR与A-SBR的N2O释放速率最大差值为0.8μg/minn。在PA-SBR中,整个过程中色氨酸蛋白质、富里酸、腐殖酸和芳香族蛋白质类物质三维荧光强度分别从较低水平升高至243.4和400.5 a.u.,表明PBS向AGS提供了足够的碳源,因此SMP没有作为碳源被消耗。
杨晓欢[9]（2020）在《动态膜序批式反应器（DM-SBR）应用于一段式厌氧氨氧化的工艺研究》文中认为近几年高氨氮废水来源广成分复杂,例如厌氧发酵液和垃圾渗滤液等,处理技术难运行成本高,人们迫切需要一种稳定高效处理高氨氮废水的工艺来解决这一问题。厌氧氨氧化工艺作为新型的脱氮工艺相较于传统硝化反硝化工艺具有无外加有机碳源、需氧量少、产生的剩余污泥少和运行费用低等优点。在厌氧氨氧化工艺的基础上又衍生了一段式厌氧氨氧化工艺,占地面积小,产生的副产物少。其中好氧菌氨氧化菌（AOB）和厌氧氨氧化菌（AnAOB）在同一个单元中实现多基质多培养,对运行条件的控制要求较高,且AOB与AnAOB均为自养菌,对环境敏感,世代时间长,且极易随出水流失,导致一段式厌氧氨氧化的反应器启动慢,运行不稳定,因此研究如何启动优化一段式厌氧氨氧化反应器具有重要意义。本研究采用动态膜序批式反应器（dynamic membrane sequence batch reactor,DM-SBR）的一段式厌氧氨氧化反应器,通过动态膜来提高反应器内生物量保留能力。在反应器整个运行过程中探讨了在不同负荷下反应器的运行性能、动力学分析和微生物特性等,实验过程得到了以下结论:（1）反应器在HRT为24h,进水氨氮浓度从100mg/L增加到400mg/L即氮负荷（NLR）从0.1增加到0.4kgN/m3/d过程中稳定运行380天,且脱氮效率维持在70.5±7.1%;反应器内溶解氧稳定,静置时溶解氧为0.20±0.05mg/L;随着负荷增加游离氨（free ammonia,FA）浓度增加到80mg/L对厌氧氨氧化过程存在一定的抑制作用。（2）氨氧化速率（ammonia oxidation rate,AOR）、亚硝酸盐氧化速率（nitrite oxidation rate,NOR）、氮去除速率（nitrogen removal rate,NRR）随着负荷升高而升高;NO3--N/ΔNH4+-N的比值在0.1～0.3范围内,接近于完全的PN/A工艺;SBR循环内曝气阶段脱氮贡献率最高,曝气阶段与静置阶段相比脱氮贡献率为2.15:1。（3）动态膜可以有效截留反应器内生物量,使得出水浊度稳定在10NTU左右;运行20天膜压跃迁到45kPa清洗动态膜或者直接更换;泥饼层颗粒的平均直径（93.30μm）小于反应器悬浮污泥的平均粒径（139.20μm）有利于动态膜的截留作用;扫描电镜图表明动态膜材料的完整性和耐用性;傅粒叶红外结果表明动态膜除了截留反应器内的物质自身也会生成有机物,造成膜污染。（4）反应器运行过程中随着负荷的提高,AOB、AnAOB和硝酸盐氧化菌NOB活性相应发生变化,当负荷从0.1增加到0.25kgN/m3/d,AOB的活性从7.29增加到17.92gN/gVSS/d,NOB活性从0.69增加到2.77 gN/gVSS/d,然而当NLR从0.1增加到0.2 kgN/m3/d时AnAOB的活性先从0.39增加到2.72 gN/gVSS/d,进一步增加到0.25kgN/m3/d,活性下降到1.55 gN/gVSS/d主要由于游离氨的抑制和NOB活性的快速增加。（5）采用FISH技术对反应器内的污泥颗粒进行分析:首先证明了AOB和AnAOB的存在,且均匀散落分布的AOB总是分布在颗粒的边缘包裹着内部成簇的AnAOB。高通量结果显示一段式厌氧氨氧化菌体系中的主要菌属为Bacteroidetes（20.3%）,Planctomycetes（23.87%）,Proteobacteria（15.8%）和Chloroflexi（21.59%）,而且参与脱氮过程的功能菌在反应器内富集从微生物层面保证了一段式厌氧氨氧化的稳定运行,其中与AnAOB相关的菌属以Candidatus Jettenia（11.06%）和Candidatus Brocadia（1.59%）为主且相对丰度为12.65%,与AOB相关的菌属为Nitrosomonas,相对丰度为2.76%。
苏一魁[10]（2020）在《长波紫外辐照实现城市污水短程硝化的研究》文中认为短程硝化作为一种新型污水生物脱氮技术,其相较于传统的全程硝化具有节省25%的曝气能耗、减少40%的反硝化碳源、降低污泥产量等优点,进一步还可以与厌氧氨氧化工艺（Anammox）耦连,实现全过程自养脱氮,是目前最经济有效的污水脱氮工艺,应用前景广阔。但实现短程硝化的控制条件极为苛刻,特别在城市生活污水中几乎很难达到短程硝化所需要的条件。因此找到一种能快速启动短程硝化并稳定运行的方法尤为重要。本研究首次提出利用长波紫外线（UVA）照射污泥选择性抑制硝化细菌（NOB）生长,实现城市污水短程硝化的控制策略。并以模拟城市污水为处理对象,采用序批式反应器（SBR）,探究了UVA辅助实现城市污水短程硝化的可行性。最后采用分子生物学手段对微生物群落结构及功能菌群进行了分析,探讨了UVA抑制实现短程硝化的机理。主要研究结果如下:（1）在不同强度的UVA照射下均能成功启动短程硝化,随着辐照强度增大,启动时间逐渐缩短。辐照强度I=0.87μE/L·s时启动时间为30 d,I=1.67μE/L·s时仅需4 d就完成了短程硝化的启动。但过高的辐照强度会导致AOB活性受到抑制,降低脱氮效果影响短程硝化系统的长期稳定运行。综合考虑各方面因素,最终选择I=0.87μE/L·s作为最佳的UVA强度。（2）UVA短程硝化反应器具有较强的抵抗DO波动的能力,在DO=0.3～2 mg/L时均能维持良好的短程硝化效果。在曝气阶段前加入厌氧搅拌阶段,通过反硝化作用去除上个周期残留下的NO2--N,能进一步提升亚硝氮积累率。（3）UVA短程硝化反应器在15～25℃时均能能保持良好的短程硝化效果,亚硝氮积累率在90%以上。但当温度降低至15℃时短程硝化效果变差,此时可采取降低DO至0.3～0.5 mg/L的方法使短程硝化效果逐渐恢复。（4）高通量测序和荧光定量PCR分析结果显示,反应器内参与亚硝化作用的功能菌（AOB）属于变形菌门的亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）,参与硝化作用的功能菌（NOB）属于硝化螺旋菌门的硝化螺旋菌属（Nitrospira）。UVA短程硝化反应器中的NOB得到有效抑制,数量极低,是反应器保持较高亚硝氮积累率的主要原因。（5）UVA抑制实现短程硝化的机理为:UVA辐照会提高细胞内ROS浓度产生氧化应激效应破坏细胞成分,导致细胞死亡。而AOB可能具有独特的应对氧化应激的防御机制,使其在UVA胁迫下能够降低胞内ROS浓度,防止细胞结构受损,而NOB则没有这种能力。这导致在反应器长期运行中NOB被不断的淘汰,仅留下AOB最终实现短程硝化。综上所述,UVA-短程硝化技术拥有启动耗时短,运行效果稳定且不引入其他杂质等优点,为短程硝化技术在污水处理中的应用提供了一种崭新的思路。
二、采用序批式反应器短程生物脱氮工艺处理高氨氮制药废水（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、采用序批式反应器短程生物脱氮工艺处理高氨氮制药废水（论文提纲范文）
（1）部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水体中氮污染的来源和危害 |
| 1.2.1 水体中氮的来源 |
| 1.2.2 水体中氮的危害 |
| 1.3 生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.3.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.4 部分亚硝化工艺研究进展 |
| 1.4.1 氨氧化菌 |
| 1.4.2 部分亚硝化机理 |
| 1.4.3 部分亚硝化影响因素 |
| 1.4.4 部分亚硝化研究现状 |
| 1.5 厌氧氨氧化工艺研究进展 |
| 1.5.1 厌氧氨氧化菌 |
| 1.5.2 厌氧氨氧化的影响因素 |
| 1.5.3 厌氧氨氧化技术的应用现状 |
| 1.6 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水研究现状 |
| 1.6.1 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.2 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.3 PN/Anammox处理低氨氮废水存在的问题 |
| 1.7 本研究的意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究的目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 部分亚硝化SBR反应器的启动及运行研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 试验用水水质 |
| 2.2.4 反应器的启动与运行 |
| 2.2.5 采样与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SBR反应器的启动 |
| 2.3.2 SBR反应器的稳定运行 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 部分亚硝化生物滤柱反应器的启动与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.2.3 试验用水水质 |
| 3.2.4 反应器的启动与运行 |
| 3.2.5 采样与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PNBR反应器的启动 |
| 3.3.2 不同工况下反应器的稳定运行 |
| 3.3.3 PNBR的沿程水质变化 |
| 3.3.4 PNBR微生物硝化活性的变化 |
| 3.3.5 高通量测序 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物滤柱厌氧氨氧化反应器的启动与运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 试验用水水质 |
| 4.2.3 反应器的启动与运行 |
| 4.2.4 水样的测定与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CABR的重启特征 |
| 4.3.2 不同影响因素对CABR脱氮性能的影响 |
| 4.3.3 CABR中生物量的研究 |
| 4.3.4 CABR不同区段污泥及生物膜高通量测序分析 |
| 4.4 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 硕士研究生期间科研成果 |
（2）一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体氮污染背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 污水生物脱氮新技术 |
| 1.3 基于厌氧氨氧化的脱氮技术 |
| 1.3.1 部分反硝化-厌氧氨氧化 |
| 1.3.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.4 短程硝化-厌氧氨氧化一段法处理低碳氮比污水的研究现状 |
| 1.4.1 影响短程硝化-厌氧氨氧化一体法工艺的因素 |
| 1.4.2 低碳氮比、低氨氮污水治理研究现状 |
| 1.4.3 一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺技术研究现状 |
| 1.5 研究的意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 填料特性 |
| 2.3 实验用水水质 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 污泥培养阶段 |
| 2.5.1 启动流程 |
| 2.5.2 培养条件 |
| 2.5.3 取样及保存方法 |
| 2.5.4 检测项目及分析方法 |
| 2.5.5 污泥的形态及粒径分布情况观察 |
| 2.5.6 颗粒污泥脱氮影响条件 |
| 2.6 溶解氧浓度监测曲线分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 硝化反应器的启动 |
| 3.2 反应器高浓度短程硝化的实现 |
| 3.2.1 反应器运行特征 |
| 3.2.2 污泥形态变化 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.3 中低浓度短程硝化反应器的实现 |
| 3.3.1 启动中低浓度短程硝化反应器 |
| 3.3.2 微生物活性特征 |
| 3.3.3 本节小结 |
| 3.4 中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动和运行 |
| 3.4.1 耦合反应器运行特性 |
| 3.4.2 污泥形态变化及微生物活性 |
| 3.4.3 周期内基质浓度变化规律 |
| 3.4.4 本节小结 |
| 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 |
（3）短程硝化反硝化处理高浓氨氮废水效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氮素的危害 |
| 1.2.1 高浓度氨氮废水来源 |
| 1.2.2 高氨氮废水的危害 |
| 1.3 传统污水脱氮物化工艺与生物工程理论 |
| 1.3.1 物理化学工艺 |
| 1.3.2 生物脱氮工艺 |
| 1.4 短程硝化反硝化工艺 |
| 1.4.1 影响NO_2~--N累积的因素 |
| 1.4.2 短程硝化工艺应用 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 研究材料与方法 |
| 2.1 实验反应器 |
| 2.2 模拟人工废水组成 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 水质指标与方法 |
| 2.3.2 污泥指标与方法 |
| 2.3.3 硝化机理指标与方法 |
| 2.4 研究方案 |
| 2.4.1 实验设计 |
| 2.4.2 运行方案 |
| 第3章 短程硝化反硝化工艺处理高氨氮废水的运行与效果 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 运行初期控制参数实验 |
| 3.2.1 单因素pH控制实验 |
| 3.2.2 单因素DO控制实验 |
| 3.3 应用短程硝化处理废水效果 |
| 3.3.1 出水水质分析 |
| 3.3.2 脱氮效果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氨氮浓度对短程硝化程度以及反应速率影响分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器微生物好氧速率分析 |
| 4.3 氨氮氧化速率、亚硝酸盐及硝酸盐累积分析 |
| 4.4 反应动力学研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 高浓度氨氮对活性污泥的影响与变化 |
| 5.1 氨氮浓度对系统内污泥量与污泥负荷分析 |
| 5.2 活性污泥胞外聚合物在高氨氮下的影响 |
| 5.2.1 胞外聚合物组分变化结果 |
| 5.2.2 多糖与蛋白 |
| 5.3 污泥形态结构与变化分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 高浓度氨氮下短程硝化功能菌群变化与分析 |
| 6.1 微生物种群对比变化 |
| 6.2 微生物功能菌门水平对比分析 |
| 6.3 微生物功能菌属水平对比分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论着情况 |
（4）连续流短程硝化反硝化降解高氨氮含盐废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高氨氮废水的来源及其危害 |
| 1.1.1 高氨氮废水的来源 |
| 1.1.2 高氨氮废水的危害 |
| 1.2 高氨氮废水的处理研究 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 传统生物法 |
| 1.2.3 新型脱氮技术 |
| 1.2.4 短程硝化反硝化研究现状 |
| 1.3 课题研究目的与意义 |
| 1.4 课题研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 连续流半量短程硝化及厌氧氨氧化启动 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 接种污泥与实验用水 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.1.3 分析测试方法 |
| 2.1.4 实验仪器及药品 |
| 2.2 连续流半量短程硝化的启动及运行 |
| 2.2.1 连续流半量短程硝化的快速启动 |
| 2.2.2 连续流半量短程硝化的长期稳定运行 |
| 2.3 连续流厌氧氨氧化的启动 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 连续流短程硝化、反硝化启动 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验设计 |
| 3.1.2 实验用水 |
| 3.1.3 测试方法 |
| 3.2 连续流短程硝化系统的启动 |
| 3.2.1 启动阶段连续流短程硝化系统去除NH_4~+-N变化 |
| 3.2.2 启动阶段短程硝化污泥SAOR变化 |
| 3.2.3 启动阶段连续流短程硝化污泥沉降性能变化 |
| 3.3 连续流反硝化系统的启动 |
| 3.3.1 启动阶段连续流短程硝化系统去除NO_2~--N变化 |
| 3.3.2 启动阶段反硝化污泥SDR变化 |
| 3.3.3 启动阶段反硝化污泥沉降性能变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 短程硝化反硝化联合降解高氨氮含盐废水 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 实验用水 |
| 4.1.3 测试方法 |
| 4.2 盐度对连续流短程硝化系统的影响 |
| 4.2.1 盐度对连续流短程硝化去除NH4_+~-N的影响 |
| 4.2.2 盐度对短程硝化污泥SAOR的影响 |
| 4.2.3 盐度对短程硝化污泥EPS的影响 |
| 4.3 盐度对反硝化系统的影响 |
| 4.3.1 盐度对反硝化污泥去除NO_2~--N的影响 |
| 4.3.2 盐度对反硝化污泥SDR的影响 |
| 4.3.3 盐度对反硝化污泥EPS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 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 养猪废水处理现状概述 |
| 1.2 短程硝化反硝化生物脱氮技术 |
| 1.3 藻菌联合处理技术 |
| 1.4 课题的目的意义、主要内容与技术路线 |
| 2 短程硝化污泥驯化及藻菌共生PSBBR体系构建研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 短程硝化污泥的驯化分析 |
| 2.5 藻菌投加顺序对PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 藻菌共生PSBBR脱氮除磷的工艺参数优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.4 HRT对 PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 3.5 光照强度对PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 藻菌共生PSBBR短程脱氮效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 实验装置 |
| 4.4 实验设计 |
| 4.5 藻菌共生PSBBR短程脱氮效能分析 |
| 4.6 氮转化路径分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 不同时期活性污泥微生物菌群结构初步研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.3 实验设计 |
| 5.4 高通量测序实验质量评价 |
| 5.5 菌群多样性分析 |
| 5.6 微生物菌群结构分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读学位期间发表的学术论文和专利目录 |
（6）CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染现状及危害 |
| 1.1.2 氨氮废水处理现状 |
| 1.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 传统生物脱氮技术的不足 |
| 1.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3.1 短程硝化-反硝化(SHARON) |
| 1.3.2 同步硝化反硝化(SND) |
| 1.3.3 ANAMMOX工艺 |
| 1.3.4 OLAND工艺 |
| 1.3.5 CANON工艺 |
| 1.3.6 生物脱氮技术对比 |
| 1.4 CANON工艺研究进展 |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 不同类型反应器对比 |
| 1.4.3 应用前景及主要问题 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.6 本课题的创新点 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 接种污泥和试验用水 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.3 分析项目与检测方法 |
| 2.3.1 常规测试指标及方法 |
| 2.3.2 活性试验 |
| 2.3.3 微生物特征分析方法 |
| 2.4 试验阶段 |
| 第三章 中低浓度氨氮废水CANON的启动及稳定运行方式研究 |
| 3.1 R1反应器CANON工艺的启动特性研究 |
| 3.1.1 R1运行参数 |
| 3.1.2 R1运行过程氮去除效果 |
| 3.1.3 CANON反应进程分析 |
| 3.1.4 FA、FNA变化规律 |
| 3.1.5 粒径分布规律 |
| 3.1.6 污泥形态 |
| 3.1.7 R1启动阶段小结 |
| 3.2 R2反应器CANON工艺的启动特性研究 |
| 3.2.1 R2运行参数 |
| 3.2.2 R2运行过程氮去除效果 |
| 3.2.3 CANON反应进程分析 |
| 3.2.4 FA、FNA变化规律 |
| 3.2.5 污泥粒径 |
| 3.2.6 污泥形态 |
| 3.2.7 R2启动阶段小结 |
| 3.3 R1和R2启动和稳定运行主要指标对比分析 |
| 3.3.1 曝气量与HRT随时间变化 |
| 3.3.2 污泥沉降性能随时间变化 |
| 3.3.3 R1和R2菌群活性随时间变化 |
| 3.3.4 R1、R2启动过程小结 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 有机碳源对R1和R2 CANON系统的影响 |
| 4.1 有机碳源对R1反应器的影响 |
| 4.1.1 R1参数调控 |
| 4.1.2 R1对COD的耐受浓度及去除效果 |
| 4.1.3 COD对R1氮去除的影响 |
| 4.1.4 污泥形态及沉降性能变化 |
| 4.2 有机碳源对R2反应器的影响 |
| 4.2.1 R2参数调控 |
| 4.2.2 R2对COD的耐受浓度及去除效果 |
| 4.2.3 COD对R2氮去除的影响 |
| 4.2.4 污泥形态及沉降性能变化 |
| 4.3 R1和R2阶段Ⅱ结果对比 |
| 4.3.1 COD耐受浓度 |
| 4.3.2 有机物对FA、FNA的影响 |
| 4.3.3 活性测试结果对比 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 系统微生物相分析 |
| 5.1 阶段Ⅰ微生物相分析 |
| 5.1.1 物种注释与多样性评估 |
| 5.1.2 微生物群落结构特征 |
| 5.1.3 样本与物种关系分析 |
| 5.2 阶段Ⅱ微生物相分析 |
| 5.2.1 物种注释及多样性评估 |
| 5.2.2 微生物群落结构特征 |
| 5.2.3 样本与物种关系分析 |
| 5.3 R1、R2微生物驯化效果对比分析 |
| 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 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 导师与作者简介 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）零价铁介导下猪场废水厌氧消化液自养脱氮的影响因素与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体氮素污染现状 |
| 1.2 废水生物脱氮技术 |
| 1.2.1 传统硝化-反硝化 |
| 1.2.2 自养反硝化脱氮工艺 |
| 1.2.3 铁型-生物脱氮工艺 |
| 1.2.4 影响铁型脱氮技术的因素 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 ZVI添加量对自养脱氮系统处理高氨氮废水的影响 |
| 2.1 实验目的 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 添加零价铁对氮转化的影响 |
| 2.3.2 pH变化情况 |
| 2.3.3 铁离子浓度变化情况 |
| 2.3.4 微生物群落结构分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 无机碳源对ZVI介导的自养脱氮系统处理高氨氮废水的影响 |
| 3.1 实验目的 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 添加KHCO3对氮转化的影响 |
| 3.3.2 pH变化情况 |
| 3.3.3 活性污泥浓度分析 |
| 3.3.4 微生物活性分析 |
| 3.3.5 微生物胞外多聚物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 有机碳源对ZVI介导的自养脱氮系统处理高氨氮废水的影响 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 添加有机碳源对氮转化的影响 |
| 4.3.2 微生物活性分析 |
| 4.3.3 活性污泥形态学分析 |
| 4.3.4 微生物群落结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 ZVI介导的自养脱氮系统处理实际猪场废水厌氧消化液的性能 |
| 5.1 实验目的 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氮去除情况 |
| 5.3.2 微生物群落分析 |
| 5.3.3 脱氮效果差异分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）好氧颗粒污泥协同脱氮工艺调控及N2O释放特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.2 废水生物脱氮工艺 |
| 1.3 好氧颗粒污泥生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 好氧颗粒污泥的定义和发展 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥形成影响因素 |
| 1.3.3 好氧颗粒污泥技术优势及协同工艺 |
| 1.4 溶解性微生物产物 |
| 1.4.1 定义 |
| 1.4.2 成分、来源及物理化学特性 |
| 1.4.3 分类与形成机制 |
| 1.5 脱氮过程中N_2O释放速率研究 |
| 1.5.1 N_2O的环境效应 |
| 1.5.2 N_2O的释放过程 |
| 1.5.3 N_2O的影响因素 |
| 1.6 研究目的、意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 实验方案设计及技术路线 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 第二章 实验仪器与方法 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 微生物产物提取方法 |
| 2.3.2 测试方法 |
| 2.3.3 荧光光谱分析 |
| 2.3.4 高通量测序 |
| 第三章 光协同好氧颗粒污泥短程硝化及N_2O释放研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验反应器构建 |
| 3.2.2 运行及待处理废水参数 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 反应器长期运行工况 |
| 3.3.2 污泥物化指标 |
| 3.3.3 典型周期内的氮变化与N_2O释放 |
| 3.3.4 三维荧光光谱 |
| 3.3.5 同步荧光光谱与分子量 |
| 3.3.6 微生物种群分布 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 好氧颗粒污泥耦合固相反硝化分段式反应器调控及N_2O释放研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 反应器搭建 |
| 4.2.2 模拟废水及运行参数 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 水质分析 |
| 4.3.2 三维荧光光谱 |
| 4.3.3 平行因子分析 |
| 4.3.4 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 4.3.5 微生物群落 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 好氧颗粒污泥与固相反硝化一体化脱氮及N_2O释放研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 反应器的构建和填料 |
| 5.2.2 模拟废水及接种污泥特性 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 工艺调控及运行工况 |
| 5.3.2 N_2O浓度对比 |
| 5.3.3 三维荧光光谱 |
| 5.3.4 同步荧光光谱 |
| 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 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）动态膜序批式反应器（DM-SBR）应用于一段式厌氧氨氧化的工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 高氨氮废水的来源和处理技术 |
| 1.1.1 高氨氮废水的来源和危害 |
| 1.1.2 高氨氮废水的处理方法 |
| 1.2 厌氧氨氧化的发展和研究进展 |
| 1.2.1 厌氧氨氧化的发展 |
| 1.2.2 厌氧氨氧化的限制因素及调控 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化的相关工艺 |
| 1.3 一段式厌氧氨氧化的研究进展 |
| 1.3.1 一段式厌氧氨氧化的发展现状 |
| 1.3.2 一段式厌氧氨氧化工艺的瓶颈 |
| 1.3.3 强化污泥截留的一段式厌氧氨氧化工艺 |
| 1.4 本研究的目的和内容 |
| 1.4.1 课题研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2.实验材料与研究方法 |
| 2.1 接种污泥和实验配水 |
| 2.2 反应器运行和实验设置 |
| 2.2.1 反应器配置及运行条件 |
| 2.2.2 批式实验 |
| 2.2.3 SBR循环内氮转化实验 |
| 2.3 实验分析项目检测与计算方法 |
| 2.3.1 分析项目的检测方法 |
| 2.3.2 相关参数的计算方法 |
| 2.4 微生物菌群的分析方法 |
| 2.4.1 高通量分析方法 |
| 2.4.2 荧光杂交技术(FISH)检测方法 |
| 3. DM-SBR反应器运行性能分析 |
| 3.1 反应器的运行性能分析 |
| 3.1.1 反应器的脱氮效果 |
| 3.1.2 曝气条件对反应器运行的影响 |
| 3.1.3 游离氨(FA)与游离亚硝酸盐(FNA)对反应器运行性能的影响 |
| 3.1.4 污泥粒径变化 |
| 3.2 反应器动力学分析 |
| 3.2.1 各负荷下AOR、NOR、NRR的变化 |
| 3.2.2 NO_3~---N/ΔNH_4~+-N值变化分析 |
| 3.2.3 SBR循环内各阶段三氮转化情况 |
| 3.3 动态膜的生物量保留能力 |
| 3.3.1 动态膜过滤性能 |
| 3.3.2 动态膜和反应器内悬浮污泥的形态对比分析 |
| 3.3.3 动态膜和反应器悬浮污泥表面形态对比观察 |
| 3.3.4 动态膜和污泥成分分析 |
| 3.4 小结 |
| 4.反应器活性污泥的生化动力学特性 |
| 4.1 批次实验 |
| 4.1.1 AOB、NOB、An AOB的活性变化 |
| 4.1.2 AOB、NOB和An AOB在不同浓度下的反应潜能 |
| 4.2 微生物群落分析 |
| 4.2.1 微生物分布情况(FISH) |
| 4.2.2 微生物菌群的变化 |
| 4.2.3 微生物活性与群落分布的相关性分析 |
| 4.3 小结 |
| 5.结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:硕士研究生学习阶段发表论文及其他成果 |
（10）长波紫外辐照实现城市污水短程硝化的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水生物脱氮技术的研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.2.3 实现短程硝化的方法 |
| 1.3 紫外线技术在水处理中的应用 |
| 1.3.1 紫外线消毒 |
| 1.3.2 高级氧化技术 |
| 1.3.3 长波紫外线辐照的生物作用 |
| 1.4 课题研究目的意义和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与运行方法 |
| 2.1.1 反应器构型 |
| 2.1.2 接种污泥及实验水质 |
| 2.2 常规指标分析检测方法 |
| 2.3 叶绿素a的检测方法 |
| 2.4 紫外线强度检测方法 |
| 2.4.1 铁离子标准曲线的制作 |
| 2.4.2 紫外线强度的测定 |
| 2.5 污泥特性分析方法 |
| 2.5.1 污泥活性的测定 |
| 2.5.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.5.3 胞内活性氧(ROS)测定 |
| 2.6 实时荧光定量PCR(qPCR) |
| 2.6.1 qPCR试验主要试剂 |
| 2.6.2 污泥样品的采集与基因组DNA提取 |
| 2.6.3 普通PCR扩增 |
| 2.6.4 标准品的制备 |
| 2.6.5 qPCR反应体系与运行 |
| 2.6.6 数据分析 |
| 2.7 高通量测序及生物信息学分析 |
| 第三章 UVA城市污水短程硝化系统的启动 |
| 3.0 引言 |
| 3.1 UVA光解NH_4~+-N与 NO_3~--N试验 |
| 3.2 不同辐照强度对AOB与 NOB活性的影响 |
| 3.3 UVA城市污水短程硝化系统的启动 |
| 3.3.1 不同UVA辐照强度下短程硝化的启动情况 |
| 3.3.2 短程硝化启动过程中污泥浓度的变化 |
| 3.3.3 反应器典型周期内三氮变化 |
| 3.3.4 不同UVA辐照强度下污泥活性的变化 |
| 3.3.5 UVA启动短程硝化的可重复性研究 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 UVA城市污水短程硝化系统的工艺优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 UVA短程硝化系统DO浓度的优化 |
| 4.2.1 对照组短程硝化反应器的启动 |
| 4.2.2 不同DO浓度下反应器的运行效果 |
| 4.2.3 不同DO浓度下反应器典型周期内三氮变化 |
| 4.2.4 不同DO浓度下污泥活性的变化 |
| 4.3 UVA短程硝化系统运行模式的优化 |
| 4.3.1 优化运行模式对反应器运行效能的影响 |
| 4.3.2 不同运行模式下反应器典型周期内氮素变化 |
| 4.4 低温下UVA短程硝化系统的优化 |
| 4.4.1 不同温度下反应器的运行效果 |
| 4.4.2 不同温度下反应器典型周期内氮素变化 |
| 4.4.3 不同温度下污泥活性的变化 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 UVA城市污水短程硝化系统菌群分析及机理探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微生物多样性分析 |
| 5.2.1 α多样性分析 |
| 5.2.2 β多样性分析 |
| 5.3 微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 门水平的微生物群落结构分布 |
| 5.3.2 属水平的微生物群落结构分布 |
| 5.4 反应器内功能菌定量分析 |
| 5.5 紫外抑制机理的探讨 |
| 5.6 本章小节 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
四、采用序批式反应器短程生物脱氮工艺处理高氨氮制药废水（论文参考文献）
- [1]部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究[D]. 李彬娟. 西安建筑科技大学, 2021
- [2]一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究[D]. 万佳铭. 扬州大学, 2021(08)
- [3]短程硝化反硝化处理高浓氨氮废水效果及机理研究[D]. 吴岩. 北京建筑大学, 2020(08)
- [4]连续流短程硝化反硝化降解高氨氮含盐废水研究[D]. 温慧凯. 江西理工大学, 2020(01)
- [5]藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究[D]. 包美玲. 华中科技大学, 2020(01)
- [6]CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究[D]. 刘小锦. 北京化工大学, 2020(02)
- [7]零价铁介导下猪场废水厌氧消化液自养脱氮的影响因素与机制[D]. 杨含. 中国农业科学院, 2020
- [8]好氧颗粒污泥协同脱氮工艺调控及N2O释放特性研究[D]. 刘英瑞. 济南大学, 2020(01)
- [9]动态膜序批式反应器（DM-SBR）应用于一段式厌氧氨氧化的工艺研究[D]. 杨晓欢. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [10]长波紫外辐照实现城市污水短程硝化的研究[D]. 苏一魁. 广州大学, 2020(02)