一、味精废水的SBR处理研究（论文文献综述）
吴岩[1]（2020）在《短程硝化反硝化处理高浓氨氮废水效果及机理研究》文中进行了进一步梳理实验依靠传统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。
孔德芳,梁亦欣,柏义生[2]（2018）在《SBR系统中不同培养条件下好氧颗粒污泥的启动》文中认为以厌氧颗粒污泥为接种污泥,分别采用人工配水、味精废水培养出好氧颗粒污泥。结果表明:人工配水培养的颗粒污泥55 d可培养成功,为黄色,平均粒径为2 mm,SVI约为20 m L/g,ρ（MLSS）为10 g/L,该系统对人工配水COD、NH+4-N平均去除率分别为94%、97.5%;味精废水培养的好氧颗粒污泥95 d可培养成功,为黄褐色,平均粒径为0.6 mm,SVI约为30 m L/g,ρ（MLSS）可达到8 g/L,该系统对味精废水COD、NH+4-N平均去除率分别为90%、95%。
张正哲,金仁村,程雅菲,周煜璜,布阿依·谢姆古丽[3]（2015）在《厌氧氨氧化工艺的应用进展》文中研究说明厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation,Anammox）工艺因其高效低耗的优势,在废水生物脱氮领域具有广阔的应用前景。该工艺在实际废水处理中的应用已成为国内外的热点。本文结合厌氧氨氧化菌的生境和菌种多样性,以及厌氧氨氧化工艺形式的多样性,并对一体式和分体式工艺运行条件进行了比较,重点综述了厌氧氨氧化技术在处理各类废水中的实验室研究和工程应用情况,主要包括:污泥消化液和压滤液、垃圾渗滤液、养殖废水、味精废水、焦化废水、生活污水、粪便污水、含盐废水等废水的水质特点、研究进展和应用障碍。最后,总结厌氧氨氧化工艺在处理实际废水过程中的潜在问题,并提出今后的研究重点是深入研究厌氧氨氧化的水质障碍因子及其调控策略,并在此基础上大力开发和优化组合工艺。
罗威威[4]（2014）在《高氨氮废水同时硝化反硝化脱氮机理研究》文中研究说明针对目前日益严重的水体氮污染和传统污水处理厂存在的脱氮效率不高等问题,本文以提高生物脱氮工艺的TN去除率为主要研究目标,研究工程与实验室中发生的同时硝化反硝化（SND）现象,分析SND脱氮的关键影响因素,进而从机理层面对SND脱氮现象进行解释,并建立SND脱氮的反应动力学模型。首先,本文对青霉素废水的实际处理工程进行脱氮性能研究,该工程由原先的CASS池改造成了 SND系统。系统实现了高效脱氮,当进水流量为4522±628 m3·d-1,进水COD、TKN 与 NH3-N 分别为3089±453 mg·L-1、251.4±26.5 mg·L-1 与 124.8±26.8 mg·L-1 时,COD、TN与NH3-N的去除率分别为89.7%、88.7%和99.5%。经脱氮物料衡算,SND脱氮主要是依靠硝酸盐反硝化,其脱氮比例占进水TN的72.8%;经脱氮过程分析,71.4%的TN去除发生在曝气池前40%区域,68.9%的TKN去除发生在曝气池后60%区域。上述结果的理论解释是:在曝气池前端存在着充足的易降解碳源,反硝化以接近缺氧时的速率进行;而在曝气池中后端当易降解有机物降解结束后,反硝化受到碳源的限制而几乎停止,硝化速率升高。鉴于碳源在SND工程研究中所发挥的重要作用,为了考察碳源种类对SND脱氮的影响,在实验室内建立三套平行的SND装置,分别以甲醇、邻苯二酸氢钾与苯酚作为进水碳源。结果显示,当进水COD负荷与COD/TN分别为5.0 kgCOD·m-3·d-1与5.0时,三套装置对COD与NH3-N显示出相似的去除率,分别约为95%与99%,而对TN的去除率有所差异,分别为80.4%、70.5%与66.0%。碳源影响SND脱氮的本质是反硝化与碳氧化对不同碳源竞争能力的差异,在上述3种碳源中,甲醇污泥的反硝化活性与反硝化速率最大,分别为4.35与3.94 mgTN·gVSS-1·h-1,反硝化所消耗的COD比例也最高（76.6%）,对甲醇碳源的竞争能力最强,因而达到了最高的SND脱氮效率。所以,对于SND脱氮,宜选用反硝化速率快的易降解碳源,这有助于提高反硝化对有机物的竞争能力,从而提高SND的脱氮效率。本文在实验室SND装置中考察了供氧速率对SND脱氮的影响。研究表明,提高系统的供氧速率,可提高COD与NH3-N的去除速率,但降低了系统的TN去除率。这是由于,在碳源有限的前提下,随着供氧速率的增加,碳氧化速率随之提高,加剧了碳氧化对有机物的争夺,虽然反硝化速率几乎不受影响,但降低了反硝化可利用的COD比例,导致TN去除效率的降低。故为了提高系统的TN去除率,在保证完全硝化与曝气池良好混合的前提下,宜尽量降低系统的供氧速率,使更多的COD为反硝化所用。此外,在SND过程中,碳氧化与硝化存在着对供氧的竞争,当微生物菌相比例一定时,在不同的供氧速率下,碳氧化与硝化对供氧的速率竞争接近于碳氧化与反硝化活性之比,即rCO/rNH≈rCOM/rNHM。根据本文的研究结果,总结出SND的脱氮机理:SND本质上是硝化与反硝化发生在曝气池的不同位置,即反硝化主要发生在曝气池的前端,硝化主要发生在曝气池的中后端;SND高效脱氮的原因是在曝气池前端存在充足的易降解碳源与硝酸盐,反硝化过程不受供氧速率的限制,以接近最大反硝化的速率进行;在SND脱氮过程中,存在着反硝化菌和碳氧化菌对碳源的竞争,以及碳氧化菌和硝化菌对供氧的竞争。根据SND脱氮过程中微生物菌相之间的速率竞争关系,本文通过简化莫诺方程,提出建模假设,推导并建立起SND脱氮的反应动力学模型,该模型包括了 COD、TN、NH3-N与NO3-N等4条过程模拟曲线。基于上述模型,并结合本论文的4组批次试验数据,拟合出这4组进水条件下的SND脱氮过程,结果显示,SND模型能很好的反映SND的脱氮过程,4组批次试验的模拟曲线与实测点的相关系数均在0.99以上。本文的研究结果为现有污水处理厂的脱氮升级提供了理论依据与指导方向;并为深入研究SND的脱氮机理奠定了基础。
何春平[5]（2013）在《高效硝化细菌N4-L的硝化特性研究及其在SBR体系中的实际应用》文中提出工业废水是水体最大的污染源之一,而味精废水是一类对环境危害极大的工业废水。在味精废水生物脱氮过程中,硝化细菌是一类起主要作用的菌群,其硝化速率影响着污水处理的效果和生物脱氮效率。在冬季条件下,硝化细菌易受低温影响,硝化反应就成为整个反应过程中的关键步骤。因此研究耐低温硝化细菌的硝化特性并应用到实际操作中进行冬季味精废水的处理具有巨大的现实意义。本研究采用一株高效耐低温硝化细菌N4-L,通过添加有机质对其硝化速率的影响,得出当添加葡萄糖作为有机质,能够有效提升硝化速率,且当葡萄糖浓度为1g/L时,硝化速率提升幅度最大,最大值为67.33mg/L-d-’。对N4-L进行亚硝化能力和反硝化能力的试验,得出N4-L具有较强的亚硝化能力,氨氮去除率在一定范围内保持稳定增长；且N4-L在好氧和厌氧条件下均不具有反硝化能力。结合前期对N4-L硝化能力的研究,可以更全面的掌握N4-L的硝化特性,为后期N4-L在味精废水处理中的实际应用做好理论铺垫。将N4-L应用到SBR小试装置中进行味精废水处理,表明在冬季条件下反应器中加入N4-L后,COD和氨氮的去除率分别达到94.12%和94.35%。另外出水中的N02-和N03-含量也很低,满足国家相关规定的污水排放标准,这些都说明硝化细菌N4-L的添加明显促进了味精废水的处理效果。当向SBR中投放N4-L后,N4-L能够适应低温条件并能够明显提升味精废水的处理效果,节约了冬季废水处理成本,减轻了环境污染负荷,同时这一结果的发现也为以后进一步建立强化硝化工艺的味精废水处理工程实际应用奠定了基础。
赵晴,何青,于鲁冀,王震,杨强[6]（2012）在《好氧颗粒污泥技术处理味精废水》文中认为采用好氧颗粒污泥技术处理味精废水。实验结果表明:前置缺氧段对反应器脱氮效果影响较小,脱氮过程主要是在好氧段实现;曝气段的最佳工艺条件为曝气量0.38 m3/h,曝气时间5.5 h;在进水COD、ρ（NH3-N）和TN分别为1 000.00～1 300.00,70.00～130.00,100.00～200.00 mg/L的条件下,COD、NH3-N和TN的去除率可分别维持在90%、99%和85%以上,实现了味精废水的高效脱氮处理。有机物主要在曝气初期的1.5 h内被去除,其在微生物体内以聚β-羟基丁酸形式储存,以提供反硝化过程中所需要的碳源。与普通SBR相比,接种好氧颗粒污泥后的反应器对味精废水具有更好的处理效果。
郑敏[7]（2012）在《SBBR同步硝化反硝化处理味精废水影响因素研究》文中认为序批式生物膜反应器（SBBR）是一种将活性污泥法与生物膜法相结合的新型复合式生物膜反应器。试验采用味精废水,以内置式悬浮球填料为生物膜载体,在SBBR系统中考察分析了其挂膜启动过程、同步硝化反硝化现象及影响同步硝化反硝化脱氮的各因素对反应效果的影响,并进一步探讨了 SBBR系统处理味精废水同步硝化反硝化的作用机理。经过29天的间歇式运行,成功的完成了序批式生物膜反应器的启动,即生物膜的挂膜培养。挂膜阶段COD、NH4+-N和TN去除率逐渐增大,最终分别稳定在90%、95%和77%左右;污泥容积指数（SVI）也随着挂膜的进行逐渐趋于稳定,最终保持在100mL/g左右,污泥沉降性能良好。填料挂膜是序批式生物膜反应器启动的关键阶段,主要与环境因素、微生物性能和载体表面性能等因素有关。通过连续多周期的DO、pH、COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN跟踪研究,发现该工艺在曝气反应阶段存在明显的同步硝化反硝化作用,且是该工艺的主要脱氮形式。试验研究了同步硝化反硝化的影响因素,得出以下主要结论:当曝气量为0.5m3/h（平均DO浓度为2.4mg/L）时,SND现象明显,脱氮效果最佳,平均TN去除率为79.62%;当曝气量为0.4～0.5m3/h时,在整个过程中发生了短程硝化反硝化反应。C/N比控制在3～8之间时,C/N比越高,SND效果越好,继续增加C/N比时,TN去除率开始下降,并且还会导致硝化作用不完全。进水NH4+-N容积负荷小于0.09kg/（m3·d）的条件下进行较完全的SND反应,获得较高的脱氮性能。pH值是影响同步硝化反硝化的重要因素,且通过实验得出pH值在7.5～8.5范围内硝化反硝化效果最好。通过对反应过程的分析,得出序批式生物膜反应器中同步硝化反硝化的发生符合缺氧微环境理论。本文还利用该工艺进行了味精废水的中试试验研究。研究表明,采用SBBR工艺处理味精废水具有一定的优势,由该工艺改造现有SBR工艺是可行的。
贾胜勇[8]（2012）在《序批式生物膜反应器（SBBR）对味精废水深度脱氮特性研究》文中进行了进一步梳理本文通过向传统SBR反应器中投加一定量的悬浮填料,使其表面形成生物膜,探讨了 SBBR工艺脱氮特性。反应器中同时存在悬浮相和固定相的微生物,可充分发挥两相微生物的优越性。本文主要考察了影响填料挂膜的条件因素,探索了挂膜规律以及膜内微生物的变化情况,重点研究了控制因素对序批式生物膜反应器脱氮处理效果的影响,并确定其最佳运行工况。此外还对反应器内的部分微生物做了生物学分析。这些研究对味精废水生物处理特别是脱氮处理有一定的理论指导意义。主要结论如下:1.影响生物膜在填料表面固着的因素主要包括填料本身的性质、废水水质、接种污泥性质以及系统的曝气量等。试验采用了比表面积大、密度接近于水的高分子亲水性材料,挂膜期填料投加率为40%;试验条件下,曝气量控制在0.8m3/h;挂膜污泥取自处理味精废水的SBR池,接种污泥量为4000mg/L左右;在以上控制条件下可以取得较为理想的挂膜效果,生物膜量可达33.5mg/g。2.成功挂膜后,试验对DO浓度、pH值、曝气时间、C/N、设置前置厌氧段和系统沉淀特性等进行了分析研究,得出如下结论:DO控制在3.3mg/L左右,可以达到既满足好氧菌需求又不破坏生物膜厌氧微环境的目的;COD降解过程与硝化、反硝化过程的综合作用使系统的pH值趋于弱碱性;系统曝气时间确定为8h,C/N为7时取得较好的有机物去除和脱氮效果;通过对比试验证实设置前置厌氧段可以提高脱氮效果。对比试验表明,投加填料可以明显缩短系统的沉淀时间。稳定运行期COD、氨氮的去除率分别超过90.49%和94.36%,总氮去除率可以达到75.82%。3.利用PCR-DGGE技术分析了生物膜、活性污泥中细菌的种类、组成,证实了硝化反应、反硝化反应的生物基础。通过MPN计数,了解了生物膜、活性污泥中硝化菌（亚硝酸菌、硝酸菌）、反硝化细菌的数量组成,证实了以上菌群在生物膜内的含量多于活性污泥,单位干重生物膜中所含有的亚硝酸菌数量是活性污泥的4倍左右,反硝化细菌数量是活性污泥的40倍左右,硝酸菌数量是活性污泥的1000倍左右。
温伟庆,冯旭东,张晶晶,汪苹[9]（2011）在《味精清洁生产及末端废水处理新工艺》文中研究指明根据味精废水的水质特点,简要介绍了味精废水的预处理技术和具有代表性的味精废水生物处理工艺。报道了某味精生产企业在味精废水治理过程中,把末端废水治理与清洁生产和综合利用相结合,并在末端废水处理过程中采用好氧反硝化技术,使得废水通过单一的SBR处理后的出水浓度就低于将要发布的新排放标准《味精工业污染物排放标准》（报批稿）中的要求,为味精废水的治理提供了一条新途径。
袁雪,房倬安,徐中慧[10]（2011）在《微电解-絮凝-UASB-SBR处理高浓度氯离子味精废水》文中研究表明采用微电解-絮凝-UASB-SBR处理高浓度氯离子味精废水.运行结果表明:在进水COD的质量浓度为3 000 mg/L,氯离子的质量浓度高达4 000 mg/L时,出水水质能稳定达到味精工业污染物排放标准（GB19431-2004）.采用微电解-絮凝组合能有效降低后续生化处理的负荷,提高废水的可生化性;上流式厌氧生物反应器（UASB）经过3个月的启动,能够稳定处理高氯离子味精废水,有效去除率达70%以上;序批式活性污泥法（SBR）采用间歇曝气方式,有效抑制了污泥膨胀,并能有效去除COD.
二、味精废水的SBR处理研究（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、味精废水的SBR处理研究（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）SBR系统中不同培养条件下好氧颗粒污泥的启动（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 试验部分 |
| 1.1 试验装置 |
| 1.2 接种污泥及试验用水 |
| 1.3 培养方式 |
| 1.4 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 好氧颗粒污泥的培养 |
| 2.2 污泥的沉降速度与浓度 |
| 2.3 好氧颗粒污泥的扫描电镜分析 |
| 2.4 好氧颗粒污泥对污染物去除效果 |
| 3 结论 |
（4）高氨氮废水同时硝化反硝化脱氮机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 第2章 SND技术背景 |
| 2.1 SND现象 |
| 2.1.1 悬浮活性污泥工艺中的SND现象 |
| 2.1.2 生物膜工艺中的SND现象 |
| 2.1.3 颗粒污泥工艺中的SND现象 |
| 2.2 SND影响因素 |
| 2.2.1 COD/TN与碳源 |
| 2.2.2 DO浓度 |
| 2.2.3 絮体粒径 |
| 2.2.4 其他影响因素 |
| 2.3 SND机理 |
| 2.3.1 宏观缺氧—好氧环境机理 |
| 2.3.2 微环境机理 |
| 2.3.3 生物学机理 |
| 第3章 青霉素废水SND高效脱氮 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 现场处理装置 |
| 3.1.2 废水来源与水量水质 |
| 3.1.3 现场装置脱氮过程的测试 |
| 3.1.4 反硝化、硝化与碳氧化速率的测试 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 现场处理装置的运行性能 |
| 3.2.2 SND脱氮途径分析 |
| 3.2.3 SND脱氮过程分析 |
| 3.2.4 碳氧化与反硝化、碳氧化与硝化之间速率竞争 |
| 3.2.5 SND脱氮机理的初步分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 碳源对SND脱氮的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验室规模SND装置的建立及操作 |
| 4.1.2 SND脱氮过程分析 |
| 4.1.3 污泥反硝化、碳氧化与硝化活性的测试 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 碳源对SND运行性能的影响 |
| 4.2.2 碳源对SND脱氮过程的影响 |
| 4.2.3 污泥反硝化活性、碳氧化活性与硝化活性的分析 |
| 4.2.4 碳源影响SND脱氮的机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 供氧速率对SND脱氮的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验室规模SND装置的建立与操作 |
| 5.1.2 不同供氧速率下SND装置运行性能的测试 |
| 5.1.3 不同供氧速率下SND脱氮过程的测试 |
| 5.1.4 不同供氧速率下反硝化过程的测试 |
| 5.1.5 不同供氧速率下硝化与碳氧化过程的测试 |
| 5.1.6 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 供氧速率对SND运行性能的影响 |
| 5.2.2 供氧速率对SND脱氮过程的影响 |
| 5.2.3 供氧速率对反硝化过程的影响 |
| 5.2.4 供氧速率对碳氧化与硝化过程的影响 |
| 5.2.5 SND脱氮过程中速率竞争关系 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 SND的脱氮机理及其动力学模型 |
| 6.1 SND脱氮机理的提出 |
| 6.2 SND脱氮过程中存在的速率竞争 |
| 6.2.1 反硝化与碳氧化对COD的竞争 |
| 6.2.2 碳氧化与硝化对供氧的竞争 |
| 6.3 SND反应动力学模型的建立 |
| 6.3.1 莫诺方程及简化 |
| 6.3.2 SND的建模假设 |
| 6.3.3 SND反应动力学模型的建立 |
| 6.4 SND的模型验证 |
| 6.4.1 批次试验A |
| 6.4.2 批次试验B |
| 6.4.3 批次试验C |
| 6.4.4 批次试验D |
| 6.5 SND模型的讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 全文总结 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文及专利 |
（5）高效硝化细菌N4-L的硝化特性研究及其在SBR体系中的实际应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 目录 |
| 摘要 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 污水处理背景 |
| 1.1.1 目前我国水资源现状 |
| 1.1.2 我国水污染主要来源 |
| 1.2 味精废水的来源及概况 |
| 1.2.1 味精生产工艺及味精废水的产生 |
| 1.2.2 味精废水的水质特点 |
| 1.2.3 味精废水的危害 |
| 1.2.4 味精废水处理技术 |
| 1.2.4.1 物化法 |
| 1.2.4.2 生物法 |
| 1.3 生物脱氮技术 |
| 1.3.1 生物脱氮定义 |
| 1.3.2 生物脱氮原理 |
| 1.3.3 生物脱氮工艺发展 |
| 1.4 硝化细菌简介 |
| 1.4.1 硝化细菌的分类 |
| 1.4.2 自养及异养型硝化细菌 |
| 1.4.2.1 自养型硝化细菌 |
| 1.4.2.2 异养型硝化细菌 |
| 1.4.3 硝化细菌的特征 |
| 1.4.4 影响硝化细菌生长和作用的外界因素 |
| 1.5 SBR法应用于味精废水的处理 |
| 1.5.1 SBR工艺简介 |
| 1.5.2 SBR工艺的基本流程 |
| 1.5.3 SBR工艺的特点 |
| 1.5.4 SBR工艺的发展及应用 |
| 1.6 研究的目的与意义 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 菌株 |
| 3.1.2 试剂与药品 |
| 3.1.3 主要试剂的配置 |
| 3.1.4 仪器与设备 |
| 3.1.5 培养基 |
| 3.2 有关实验单元的操作流程 |
| 3.2.1 不同有机质的添加对N_(4-L)的影响实验 |
| 3.2.2 不同浓度有机质的添加对N_(4-L)的影响实验 |
| 3.2.3 N_(4-L)的亚硝化特性试验 |
| 3.2.4 N_(4-L)的反硝化特性试验 |
| 3.3 实验检测项目与方法 |
| 3.3.1 比色法测硝化速率 |
| 3.3.2 不同有机质的添加对N_(4-L)硝化能力的影响 |
| 3.3.3 不同浓度的有机质添加对N_(4-L)硝化能力的影响 |
| 3.3.4 对硝化细菌N_(4-L)是否具有亚硝化能力的试验 |
| 3.3.5 对硝化细菌N_(4-L)是否具有反硝化能力的试验 |
| 3.3.6 菌株在SBR体系中的实际应用 |
| 3.3.6.1 试验材料与装置 |
| 3.3.6.2 试验方法与条件 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 不同有机质的添加对N_(4-L)硝化速率的影响 |
| 4.1.1 不同有机质培养基中剩余亚硝酸盐含量测定 |
| 4.1.2 不同有机质碳源对N_(4-L)硝化速率影响 |
| 4.2 不同浓度葡萄糖对硝化细菌N_(4-L)硝化速率的影响 |
| 4.3 硝化细菌N_(4-L)亚硝化能力的实验 |
| 4.4 硝化细菌N_(4-L)反硝化能力的实验 |
| 4.5 菌株N_(4-L)在SBR体系中的污水处理结果 |
| 4.5.1 试验过程中COD去除效果变化情况 |
| 4.5.2 试验过程中氨氮去除效果变化情况 |
| 4.5.3 试验期间SBR出水水质情况 |
| 4.5.3.1 出水中NO_2~-含量测定 |
| 4.5.3.2 出水中NO_3~-含量测定 |
| 4.5.4 试验期间当地平均气温变化情况 |
| 4.5.5 SBR反应器内投加菌种前后数据对比 |
| 5 结论与讨论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 有机质影响N_(4-L)硝化速率的讨论 |
| 5.2.2 对N_(4-L)亚硝化能力和反硝化能力的探讨 |
| 5.2.3 对N_(4-L)在SBR体系中的实际应用的讨论 |
| 参考文献 |
| ABSTRACT |
（6）好氧颗粒污泥技术处理味精废水（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 材料和仪器 |
| 1.2 实验装置及方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 前置缺氧反硝化过程对废水处理效果的影响 |
| 2.2 曝气量对废水处理效果的影响 |
| 2.3 曝气时间对废水处理效果的影响 |
| 2.4 接种好氧颗粒污泥的SBR对味精废水的处理效果 |
| 2.5 普通SBR与接种好氧颗粒污泥的SBR处理味精废水效果的对比 |
| 3 结论 |
（7）SBBR同步硝化反硝化处理味精废水影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 味精废水概述 |
| 1.2.1 味精废水的来源及水质特性 |
| 1.2.2 味精废水的处理现状 |
| 1.3 SBBR工艺的研究现状及进展 |
| 1.3.1 SBBR工艺简介 |
| 1.3.2 SBBR工艺特点 |
| 1.3.3 SBBR工艺的应用及研究现状 |
| 1.4 废水生物脱氮理论与技术发展 |
| 1.4.1 废水生物脱氮原理 |
| 1.4.2 废水生物脱氮新理论和新技术 |
| 1.4.3 同步硝化反硝化脱氮工艺研究现状 |
| 1.5 课题研究内容及意义 |
| 1.5.1 课题研究意义 |
| 1.5.2 课题主要研究内容 |
| 2 试验准备与挂膜启动 |
| 2.1 试验设备 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 填料选取 |
| 2.1.3 试验设备及仪器 |
| 2.2 试验进水水质及分析方法 |
| 2.2.1 试验进水水质 |
| 2.2.2 分析项目及分析方法 |
| 2.3 生物膜的培养驯化 |
| 2.3.1 污泥来源 |
| 2.3.2 生物膜的增长过程 |
| 2.3.3 影响生物膜形成的因素 |
| 2.3.4 填料的挂膜与驯化 |
| 2.4 挂膜过程污染物去除变化 |
| 2.4.1 挂膜阶段COD去除情况 |
| 2.4.2 挂膜阶段NH_4~+-N去除情况 |
| 2.4.3 挂膜阶段TN去除情况 |
| 2.4.4 挂膜阶段SVI变化情况 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 同步硝化反硝化研究 |
| 3.1 系统中同步硝化反硝化现象 |
| 3.2 同步硝化反硝化的主要影响因素 |
| 3.2.1 DO的影响 |
| 3.2.2 C/N比的影响 |
| 3.2.3 NH_4~+-N负荷的影响 |
| 3.2.4 pH值的影响 |
| 3.3 同步硝化反硝化的机理探讨 |
| 3.3.1 宏观环境理论 |
| 3.3.2 微环境理论 |
| 3.3.3 生物学理论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 中试的验证研究 |
| 4.1 中试的试验装置和启动 |
| 4.1.1 中试的试验装置 |
| 4.1.2 中试的启动 |
| 4.2 中试SBBR反应器的运行效果研究 |
| 4.2.1 系统稳定性验证 |
| 4.2.2 与污水厂处理效果的对比 |
| 4.3 运行成本分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 试验结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在校期间发表的论文及研究成果 |
| 致谢 |
（8）序批式生物膜反应器（SBBR）对味精废水深度脱氮特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 味精行业废水处理现状 |
| 1.2.1 高浓度味精废水处理现状 |
| 1.2.2 中低浓度味精废水处理现状 |
| 1.3 脱氮微生物研究现状 |
| 1.4 SBBR概述 |
| 1.4.1 技术背景及原理 |
| 1.4.2 氮素转化原理 |
| 1.5 试验研究意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 SBBR系统的性能 |
| 2.1 试验的启动 |
| 2.1.1 填料的选择 |
| 2.1.2 试验装置及方法 |
| 2.1.3 接种污泥及试验用水 |
| 2.1.4 分析项目及分析方法 |
| 2.2 填料挂膜及系统的稳定运行 |
| 2.2.1 挂膜方法及过程 |
| 2.2.2 影响挂膜的因素 |
| 2.2.3 生物膜外形及生物相观察 |
| 2.2.4 生物膜量的变化 |
| 2.2.5 污染物的去除情况分析 |
| 2.3 系统pH值变化及典型周期内各污染物的去除 |
| 2.3.1 系统pH值的变化 |
| 2.3.2 pH值对硝化、反硝化反应的影响 |
| 2.3.3 典型周期内各污染物去除情况 |
| 2.4 投加填料对沉淀性能的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 SBBR系统影响因素分析 |
| 3.1 C/N对系统性能的影响 |
| 3.1.1 C/N对COD、氨氮去除效果的影响 |
| 3.1.2 C/N对总氮去除效果的影响 |
| 3.2 DO对系统性能的影响 |
| 3.2.1 DO在生物膜内的传质分析 |
| 3.2.2 DO与曝气量的关系 |
| 3.2.3 系统周期内DO的变化情况 |
| 3.2.4 DO是COD降解和脱氮的关键因素 |
| 3.3 曝气时间对系统性能的影响 |
| 3.4 前置厌氧段对系统性能的影响 |
| 3.4.1 脱氮效果的对比试验 |
| 3.4.2 对比试验的理论分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 SBBR系统脱氮微生物的组成 |
| 4.1 取样条件和样品编号 |
| 4.2 样品基因组提取结果 |
| 4.3 总细菌DNA的PCR扩增 |
| 4.4 样品细菌PCR扩增产物的DGGE分离 |
| 4.5 碱基测序及优势菌种鉴定 |
| 4.6 样品细菌MPN计数 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在校期间发表的论文及研究成果 |
| 致谢 |
（10）微电解-絮凝-UASB-SBR处理高浓度氯离子味精废水（论文提纲范文）
| 1 材 料 |
| 2 实验设计及工艺流程 |
| 2.1 工艺流程 |
| 2.2 工艺特点 |
| 2.3 主要构筑物及设计参数 |
| 1) 格栅池和格栅. |
| 2) 调节池. |
| 3) 铁碳微电解池. |
| 4) pH调节池解池. |
| 5) UASB. |
| 6) SBR. |
| 7) 污泥浓缩池. |
| 3 试验结果 |
| 3.1 工艺运行情况 |
| 3.1.1 微电解池-pH中和池 |
| 3.1.2 UASB |
| 3.1.3 SBR |
| 3.2 运行效果及费用 |
| 4 结 论 |
四、味精废水的SBR处理研究（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]SBR系统中不同培养条件下好氧颗粒污泥的启动[J]. 孔德芳,梁亦欣,柏义生. 环境工程, 2018(08)
- [3]厌氧氨氧化工艺的应用进展[J]. 张正哲,金仁村,程雅菲,周煜璜,布阿依·谢姆古丽. 化工进展, 2015(05)
- [4]高氨氮废水同时硝化反硝化脱氮机理研究[D]. 罗威威. 华东理工大学, 2014(05)
- [5]高效硝化细菌N4-L的硝化特性研究及其在SBR体系中的实际应用[D]. 何春平. 河南农业大学, 2013(07)
- [6]好氧颗粒污泥技术处理味精废水[J]. 赵晴,何青,于鲁冀,王震,杨强. 化工环保, 2012(04)
- [7]SBBR同步硝化反硝化处理味精废水影响因素研究[D]. 郑敏. 郑州大学, 2012(04)
- [8]序批式生物膜反应器（SBBR）对味精废水深度脱氮特性研究[D]. 贾胜勇. 郑州大学, 2012(03)
- [9]味精清洁生产及末端废水处理新工艺[A]. 温伟庆,冯旭东,张晶晶,汪苹. 2011中国环境科学学会学术年会论文集（第二卷）, 2011
- [10]微电解-絮凝-UASB-SBR处理高浓度氯离子味精废水[J]. 袁雪,房倬安,徐中慧. 西南大学学报(自然科学版), 2011(05)