一、低温下混有冲厕海水的污水生物处理（论文文献综述）
陈应运[1]（2021）在《铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究》文中提出我国每年数百亿吨工业含盐废水的排放及沿海地区的海水代用问题,加剧了污水治理工作负荷及难度。好氧颗粒污泥因结构致密、沉降性能好、生物量高、功能菌组成丰富及抗外界不利环境因子能力强等优势,使其在含盐废水的生物处理工艺中备受青睐。然而好氧颗粒污泥的形成受诸多因素牵制,操作条件较为苛刻,且耗时普遍较长;在应对工业上不同生产季节含盐废水水质波动大的问题时,好氧颗粒污泥自身调控较为滞后;加之我国北方地区冬季寒冷气候会进一步抑制生物酶活性,限制了好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的推广。针对以上问题,本研究首先开发了以铁基修饰的塔宾曲霉菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的好氧颗粒污泥简易培育方法,研究了其理化性质、生物活性、尺寸效应及形成机理;经盐梯度驯化形成耐盐颗粒后,探究外源添加Fe3O4促进系统应对高盐废水C/N波动冲击的可行性及机制;分离筛选出多株不同种属耐盐功能菌,按比例进行复配,形成低温下仍具较高脱氮效能的复合菌剂,投加至耐盐颗粒污泥系统,并探究了其对实际海产品加工废水生物强化处理效能提升的可行性与机理;研究结果能够为解决好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的瓶颈问题提供理论指导与技术支撑。（1）铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥性能及形成机理研究针对原生菌丝球内部菌丝缠绕相对疏松、生物絮凝性能较低的问题,本文采用不同Fe3O4纳米材料对塔宾曲霉（Aspergillus tubingensis,AT）菌丝球进行修饰,发现经Fe3O4@Si O2-QC纳米粒子修饰后的AT菌丝球内部结构变得更加致密,表面疏水性和表观粘度较未修饰前分别增加了45.41%和42.38%,生物絮凝性能提高。针对目前好氧颗粒污泥形成条件苛刻和耗时久的问题,本文构建了利用铁基修饰的菌丝球与絮状活性污泥共培养的简化培育方法,在优化条件下初步聚集在AT菌丝球上的活性污泥生物量可达1.54 g/g,初步形成的以AT为骨架（AT-based）的好氧颗粒污泥（AT-AGS）的比耗氧率（SOUR）可达58.03 mg O2/g VSS·h。初始AT-AGS经筛分后独自继续培养至第9天,便可形成具有较高生物活性（64.45 mg O2/g VSS·h的SOUR）和较优沉降性能（58.22 m/h的沉积速率）的成熟好氧颗粒污泥。结合污泥表面性质、XDLVO数学理论模型及群体感应信号分子调控等分析,揭示了颗粒污泥形成机理:表面带正电的AT菌丝通过静电吸附作用及三维网状骨架结构促使了絮状活性污泥的初始聚集,菌丝球和初步聚集的污泥微生物互作下,增加的c-di-GMP群体感应信号分子刺激分泌更多的疏水性及粘性胞外聚合物（EPS）,促进了后期絮状活性污泥在菌丝表面聚集,聚集在菌丝表面的污泥微生物生长繁殖,进一步增加颗粒生物量,形成成熟的AT-AGS。在高进水负荷条件下,AT-AGS对总氮和总磷的去除率分别比接种絮状活性污泥的高出12.24%和16.29%。高通量测序表明,AT-AGS的负责碳氮磷去除的功能物种的丰富度及多样性均高于接种的絮状活性污泥。（2）AT-AGS的尺寸效应研究针对不同尺寸的传统AGS在污染物去除性能及结构稳定性方面存在较大差异的问题,本文通过研究颗粒内部孔隙、细胞EPS组成与空间分布及颗粒表面特性等,分析了颗粒内部微环境对功能菌定植及丰度的影响。研究结果发现:随着粒径的增大,AT-AGS的总孔体积先减小后增大,而平均孔径则是先增大后减小;EPS分泌整体随着粒径的增加呈先增大后减小的趋势,但小尺寸颗粒（0.5-1.5 mm）GS的胞外蛋白含量最大（67.53 mg/g VSS）,而中等尺寸颗粒（1.5-3.0 mm）GM的胞外多糖含量最大（65.02mg/g VSS）,导致了微生物表面特性的差异,以此形成了不同尺寸颗粒不同的微环境。原位荧光杂交分析技术表明,AT-AGS的内部微环境差异调控着功能物种的空间分布。GS和GM降解有机物菌属的相对丰度比大尺寸颗粒（3.0-5.0 mm）GL约高出11%。GM硝化菌属和反硝化菌属的相对丰度比GS和GL高出1.09%～11.54%。生物酶活性方面的分析结果表明GM的脱氢酶、氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性高出GS和GL 1.32～3.09倍。实时定量PCR结果显示,GM的amo B、hao、nxr A、nxr B、nar G和nir S等功能基因的表达水平是GS和GL的1.31～37.55倍。（3）耐盐AT-AGS的形成及抗逆特性研究针对高盐胁迫因子严重抑制功能菌生长代谢、破坏菌种间稳定的相互作用的问题,本文采用盐梯度驯化方法培育耐盐功能菌,发现AT-AGS在6.25、12.5、25、37.5和50 g NaCl/L盐度条件下达到性能稳定状态的耗时比絮状活性污泥分别少4、5、8、7和8天,表现出更高的耐盐驯化效率。形成的耐盐AT-AGS在50 g NaCl/L盐度条件下的COD和氨氮去除率比耐盐絮状活性污泥分别高出11.83%和7.18%。耐盐的AT-AGS显示出更强的生物量截留能力（7.92 g/L的MLVSS）和更高的代谢活性（48.06 mg TF/g VSS·h的脱氢酶活性）。耐盐AT-AGS总胞外多糖含量（80.7 mg/g VSS）接近于耐盐絮状活性污泥（46.3 mg/g VSS）的2倍,在维持系统稳定中起着关键作用。高通量测序分析表明,耐盐驯化后AT-AGS保持了较高的微生物丰富度和多样性,耐盐的Marinobacterium（相对丰度为32.04%）演替为最主要的菌属。针对含盐废水同时存在水质C/N波动的问题,本文提出了利用铁元素协同抵抗双重胁迫的应对策略。通过向耐盐AT-AGS系统外源添加1.5 g/L Fe3O4,发现污泥响应高盐废水C/N波动冲击后达到性能稳定的耗时大幅缩短,各阶段COD、氨氮和总氮去除率较对照组高出2.27%～8.55%。Fe3O4的添加提高了系统在应对C/N波动时的功能菌截留能力,维持了污泥较高的絮凝活性,保障了系统较高的稳定性。此外,Fe3O4提高了污泥在C/N波动条件下的电子传递系统活性,促进了细胞维持较高的生物酶活性。（4）耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究针对实验室培养的耐盐多菌体系很难高效处理成分复杂且多变的实际含盐废水的问题,本文通过从海产品加工企业周围土壤分离筛选出2株耐盐氨氮利用菌、2株耐盐亚硝氮利用菌和3株耐盐硝氮利用菌,并依据环境因子耐受性试验结果,按比例复配,制备形成在低温（15℃）条件下具有较高综合脱氮性能的复合菌剂。将5%（w/w）复合菌剂分批次（在第1天和第10天分别投加2.5%）投加至耐盐AT-AGS系统,用于强化处理实际海产品加工废水,发现稳定状态下生物强化组的氨氮和总氮去除率较对照组分别高出12.13%和17.20%,氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性也比对照组分别高出60.00%、66.39%、61.97%和95.24%。（5）菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究最后考察了黑曲霉、烟曲霉、黄孢原毛平革菌和白色链霉菌等具有不同代表性的菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的可行性,发现4种菌丝球在优化条件下初步聚集的污泥生物量可分别达1.24、1.73、1.75和1.89 g/g,形成的初始颗粒的SOUR可分别达36.52、54.11、45.36和56.95mg O2/g VSS。筛分后继续培养都可以形成性能稳定的成熟的好氧颗粒污泥,呈现出较好的沉降性能、较高的生物酶活性和较强的污染物去除性能,表明利用菌丝球辅助絮状活性污泥造粒具有普适性。
程晓蕾[2]（2021）在《悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析》文中认为随着工业的发展和淡水资源日益减少,含盐废水对人类和生态的危害更加凸显,含盐废水的处理越来越受到关注。由于含盐废水来源广泛且排放量大,有机浓度高且成分复杂,污水处理厂对于含盐废水的处理很难达标排放。悬浮填料式SBR工艺是指向SBR反应器投放一定比例的悬浮填料,是结合活性污泥法和生物膜法两种方法优点的工艺。本实验重点研究悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水性能及其对附着微生物群落结构及多样性分析。本实验的初始污泥浓度约为4800 mg/L,实验用水为人工配水,实验所采用悬浮填料为聚氨酯生物填料。本实验设置了SBR1和SBR2两组,SBR1为对照组,即不添加悬浮填料,SBR2为实验组,添加30%有效容积的悬浮填料。两组实验均设置从0 g/L、5 g/L、10 g/L、15 g/L四个盐度梯度,进出水、搅拌和曝气过程由计时器控制自动化进行,温度由温控器控制。实验成果如下:（1）盐度越高,对反应器内微生物的影响越大,系统驯化活性污泥的时间越长。污泥的SVI值大体经过了一个先减后增的过程,但SVI值始终保持在50m L/g-120 m L/g的范围内,所以盐度对活性污泥沉降性能的影响不大。盐度对丝状菌和杆菌有抑制作用,杆菌的敏感度大于丝状菌,盐度对球菌有促进作用。（2）悬浮填料式SBR系统达到稳定状态的时间比未投加悬浮填料的SBR系统达到稳定状态的时间短;CODcr、NH4+-N的去除效果比未投加悬浮填料的SBR系统好,且整体去除率是趋于下降的;盐度对悬浮填料式SBR工艺的NH4+-N去除影响小于CODcr。悬浮填料增加了去除污染物的生物量,因此加强了去除效果,又悬浮填料的特殊物理结构使得世代周期较长的硝化菌更好的生长繁殖,有利于氨氮的去除。（3）通过高通量测序技术,悬浮填料中附着微生物:主要优势门为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）。这两个菌门是悬浮填料式SBR工艺去除性能的关键微生物。主要优势属为Thauera、Arcobacter,Thauera与硝化反硝化作用相关,强化了悬浮填料式SBR系统脱氮效果。（4）随着盐度不断增加,Shannon和Simpson指数不断下降,悬浮填料上微生物多样性减少。悬浮填料挂膜成功后对微生物的固定作用、低盐度（小于5g/L）对微生物种群丰富度的积极影响,使得物种数、ACE指数、Chao1指数和PD＿whole＿tree指数在低盐度时达到最大值。即在低盐度时,悬浮填料附着的微生物数量和丰富度是最高的。本实验为优化SBR工艺处理含盐废水提供了一种新思路,在利用SBR工艺对含盐废水的处理时,可投加一定有效容积的聚氨酯悬浮填料或从含盐环境提取耐盐菌和嗜盐菌,来增强去除效果。图[13]表[7]参[142]
田洪钰[3]（2020）在《用于农村污水好氧处理的低温微生物菌剂研究》文中研究表明农村污水对水环境的污染已经成为我国环境保护面临的一个重要问题。因具有处理效率高、投资和运行费用低以及运行管理方便等优势,好氧生物技术广泛应用于农村污水处理。然而,在我国北方地区的寒冷冬季,由于微生物代谢过程和活性受到低温的影响,农村污水处理设施往往面临着污染物处理效率降低、出水水质不稳定等问题。如何提高低温下农村污水好氧生物系统的处理效率和运行稳定性,成为农村污水处理领域亟需解决的重点问题之一。采用基于低温微生物菌剂的生物强化技术,能够有效解决低温条件下农村污水系统处理效率低的问题。研发适用于低温条件下农村污水处理的高效低温微生物菌剂,强化农村污水生物处理设施的处理效率,对于实现低温条件下农村污水处理系统的高效、稳定运行,具有非常重要的意义。本论文结合常规微生物分离、纯化技术及现代分子生物学技术,筛选在低温条件下具有高COD去除率的功能微生物菌种,并通过多种菌株的复配试验,构建高效低温微生物菌剂（下文简称“低温菌剂”）。研究基于低温菌剂强化的农村污水好氧处理系统的启动和稳定运行特性,通过高通量测序技术研究系统启动和稳定运行期的微生物种群变化。从微生物分子生态学的角度出发,解析不同温度下低温菌剂污水好氧处理系统中的微生物种群结构变化以及与COD降解性能之间的关系,并对系统中微生物群落演变与环境因子进行相关性分析。研究结果可为微生物菌剂强化农村污水处理系统在低温条件下的稳定运行提供理论基础和技术支撑。本论文的主要研究内容和结论如下:（1）经初筛和复筛,最终筛选出4株高效低温微生物菌株。以东北地区低温下运行的污水处理厂好氧曝气池、实验室低温运行的污水处理装置和北方地区的低温河流作为分离和筛选菌种来源,结合常规微生物分离、纯化及现代分子生物学技术初步分离出32株低温微生物菌株;通过观察在4℃生长的形态特征挑选出9株微生物菌株,并进行生理生化和16S rRNA鉴定。进一步通过观察4℃培养菌株的生长情况,初筛得到6株菌作为优势低温微生物菌,再通过比较各菌株对模拟农村污水中COD的去除效果,复筛得到J2、J4、B1和B3共4株优势低温菌,经16S rRNA鉴定,菌株J2、J4和B3为Bacillus sp.（芽孢杆菌属）、菌株B1为Pseudomonas sp.（假单胞菌属）。（2）进行优势低温菌株的污水污染物降解性能研究,并构建出低温微生物菌剂。在4℃条件下,菌株J2、J4、B1和B3对污水COD的去除率分别达67%、63%、69%和68%。各菌株在4℃20℃范围内均能达到较高的COD降解率。确定出各菌株的最适投菌量均为1/100、最适DO为3 mg/L、最适pH为7。通过菌株复配试验,得出最佳低温菌剂配比为菌剂Ⅱ,在最佳工艺条件下,菌剂Ⅱ对污水COD的去除率为79%。正交试验结合极差分析结果表明,不同因素对菌剂Ⅱ的影响程度大小依次为:投菌量、DO、pH、温度。菌剂Ⅱ降解污水的最佳条件为:投菌量为1/100、DO浓度为3 mg/L、pH为7和温度为4℃。（3）以不投加低温菌剂的系统为对照,进行了基于低温菌剂强化的农村污水好氧处理系统的启动和稳定运行研究。实验组系统在18d内完成启动,对污水COD的去除率达81%,在稳定运行期,实验组和对照组对污水COD的去除率分别为82%90%和71%80%。投加低温菌剂可以缩短系统的启动时间,且达到相对较高的COD去除率。投加低温菌剂的系统污泥更为致密、沉降性能更好,DOM的降解程度更高。低温菌剂促使复杂大分子有机物有效降解为小分子量有机物,并且使污泥EPS有效降解的主要组成物质和成分发生变化。（4）基于高通量测序技术,研究了低温菌剂强化的污水好氧处理系统的微生物种群变化。在低温菌剂强化系统的不同运行期,低温菌剂中的优势菌Pseudomonas（假单胞菌属）和Bacillus（芽胞杆菌属）能够一直在系统中保持优势地位,在90d时丰度分别为23.77%和11.38%。在系统温度发生变化的过程中（4℃升至25℃再降至4℃）,系统中微生物的群落结构保持相对稳定,Pseudomonas（假单胞菌属）和Bacillus（芽胞杆菌属）一直在系统中占优势。通过冗余分析（Redundancy Analysis,RDA）和典范对应分析（Canonical Correspondence Analysis,CCA）对功能优势微生物群落、温度参数与系统运行性能数据进行多变量相关性分析,结果表明,在不同温度条件下,低温菌剂强化系统中一直存在核心优势微生物种群,且微生物群落结构具有高度的相似性,系统在不同温度下的运行性能较为稳定。本论文研究结果可为低温微生物菌剂在寒冷地区低温好氧生物处理系统中的应用和推广提供一定的科学依据和技术指导。
李嘉序[4]（2020）在《低温条件下好氧颗粒污泥的培养及其耐盐特性研究》文中提出好氧颗粒污泥（AGS）因具有良好的沉降性能、较高的生物量、对污染物较强的去除能力以及在工程应用中较低的运行成本等优势,近年来被广泛关注。矿物加工、石油、海产养殖和皮革加工等多个产业会产生大量含盐废水,且一些沿海城市使用海水冲厕,导致废水含盐量越来越高。我国大多城市冬季较长,温度较低,低温下含盐废水因其盐度产生较高渗透压,用传统生物法处理难以奏效。AGS技术因自身优势,在处理含盐废水中有着广阔的应用前景。然而,低温下快速培养耐盐AGS的方式和机制目前尚不明确。同时,已适应低温的AGS能否在温度回升后仍然对含盐废水具有优良处理性能,以保证该工艺在一年四季能够不间断运行,是AGS未来实现大规模工业化的挑战之一。本论文在低温下采用逐步递增盐度的方式培养耐盐AGS,之后在常温下保持固定盐度长期运行,系统考察了 AGS的形态结构、理化特性、胞外聚合物（EPS）、微生物群落和反应器性能等指标的演变,探究耐盐AGS在低温下的快速形成方式和机制,以及温度回升至常温后的耐盐特性。主要研究内容及结果如下:（1）探究了三个SBR在低温（10-15℃）条件下通过盐度驯化方式加快好氧污泥颗粒化的过程。分别在R1和R2的进水中以每周1 g/L和2 g/L逐步递增NaCl浓度（2-10 g/L和4-20g/L）,R0设置为对照组（不加NaCl）。R1和R2中的好氧活性污泥在9天内迅速开始颗粒化,并分别在第21天和18天完成了颗粒化过程。相比之下,R0在第25天开始颗粒化,并在第49天才能完成颗粒化过程。盐度驯化方式改善了污泥的疏水性,降低了细胞之间的斥力势垒,减少了亲水性基团,刺激了颗粒化过程中EPS的产生,同时促进了 AGS的快速形成。当进水盐度在第35天达到14 g/L时,R2中的颗粒疏水性、密度和粒径急剧降低,随后颗粒开始解体;在无盐条件下运行的R0自第60天起开始发生污泥膨胀。由于污泥膨胀和颗粒解体的发生,导致处理性能降低,特别是在生物浓度损失显着的R2中。相反,R1中培养的AGS能够保持稳定的结构,具有较高的生物质浓度（8.0 g SS/L）和出色的化学需氧量（90%）、氨氮（95%）和总氮（70%）处理性能。R1 中 Thauera、Azoarcus 和 Nitrosomonas 丰度更高,而 Flavobacterium和Meganema丰度较低,有助于提升颗粒的稳定性和处理效果。在较低的盐度梯度（1 g/LNaCl）下逐步递增盐度为低温下快速培养具有优异处理性能的AGS提供了可能性。（2）探究了常温（20-25℃）下AGS的盐度耐受特性。将上述R1运行结束并放置在-20℃储存两个月后的AGS分别于5和15 g/L NaCl盐度条件下置于常温SBR中培养75天。在5g/LNaCl条件下,Aazoarcus（40%）等菌属丰度和生物多样性的升高使AGS具有出色的化学需氧量（95%）、氨氮（90%）、总氮（39%）和总磷（94%）处理性能。在15 g/LNaCl下,低温培养的AGS由于温度回升和盐度过高,使生物多样性降低,多糖类EPS浓度（230 mg/g VSS）、Pseudomonas菌属丰度（40%）和氨基酸（11%）、膜转运（12%）等功能基因丰度升高,导致大量AGS解体。在运行的前25天内,AGS各项性能基本保持稳定;第25天后各项性能开始恶化,最终其粒径、（SOUR）AoB、（SOUR）NOB、（SOUR）HB、MLSS 等分别降低至 102μm、5.3mg02/gSS·h、3.2mg02/gSS·h、15.6mg02/gSS·h和0.8gSS/L;颗粒对各类营养物去除率分别为化学需氧量（51%）、氨氮（8%）、总氮（2%）和总磷（21%）。低温下驯化培养的AGS常温处理更高盐度废水时发生解体,可能需要对其进行温度和盐度的进一步驯化。AGS未来实现大规模工业运用亟需解决此类问题。
任健,李军,苏雷,范伟,张智瑞[5]（2013）在《高盐度生活污水处理技术研究现状及发展》文中指出海水直接利用及含盐地下水的入渗导致沿海城市的生活污水含盐量较高。一般低浓度无机盐有益于微生物的生长,高浓度无机盐则抑制大多数微生物的活性。介绍了高盐度生活污水处理技术的研究进展,分析了生物法处理高盐度生活污水的技术可行性,提出强化驯化、辅助化学除磷及碳源投加是出水水质达标排放的重要保障,其中高效沉淀生物过滤技术更具竞争力。
刘传伟[6]（2012）在《高盐废水生物处理的研究》文中认为目前，在高盐废水的生物处理中，对生物处理系统受到盐度的影响以及高盐环境下有机物和氨氮处理效果的研究结论目前还不统一。目前应用在实际的处理系统中有A2O工艺、SBR工艺、传统活性污泥法、生物滴滤池、延时曝气活性污泥法等等上，对于高盐废水中用膜生物反应器（MBR）工艺的研究进行的并不多。本文通过一定是试验理论研究，以期为高盐废水的处理工程提供一定的理论和技术支持。本文采用（MBR）工艺，研究高盐废水中污泥培养沉降性能，以及高盐废水中有机物、氨氮降解变化规律，对丰富高盐度废水污水处理的理论及指导工程实践都具有重要意义。通过逐步按比例提高高盐水（20%、30%、40%、50%、60%、70%）和直接加入50%比例高盐水，对两种活性污泥进行高盐驯化的方式进行了比较，然后研究了不同有机物、氨氮进水负荷、盐度冲击、PH值变化等对高盐活性污泥系统有机物和氨氮去除率的影响。主要研究成果如下：1、污泥培养训话方面的研究：活性污泥在无盐环境下驯化良好，生物处理系统中有机物及氨氮去除率均能达到95%以上。在加入高盐废水后，随着高盐废水比例的提高，生物处理系统中的活性污泥结构也发生变化了，活性污泥的絮凝体逐渐变小，同时絮凝体紧密度逐渐变高；污泥体积指数（SVI）随高盐水比例的增加而逐渐降低。在盐度急剧增加时，通过16-30d活性污泥培养初期、中期、后期的占优势的微生物分别为屋滴虫和任意变形虫、半眉虫、钟虫和规则形状的菌胶团。菌胶团的出现说明嗜盐菌的培养成功，具备良好的耐盐性。2、有机物去除规律的研究：控制进水参数PH值在7.5-8.5间，营养比BOD5:N:P=100:5:1，温度控制在20-25℃，在进水有机物浓度为400mg/L左右的条件下，通过逐步提高高盐水比例至50%和直接加入50%比例高盐水的两种高盐活性污泥驯化方式探究有机物去除率；通过控制一定的条件下，探究PH、有机负荷、盐度冲击对有机物去除率的影响。3、氨氮去除规律的研究：控制进水参数PH值在7.5-8.5间，营养比BOD5:N:P=100:5:1，温度控制在20-25℃，在进水氨氮浓度为45mg/L左右的条件下，通过逐步提高高盐水比例至50%和直接加入50%比例高盐水的两种高盐活性污泥驯化方式探究氨氮的去除率的影响；通过控制一定的条件下，探究PH值、有机负荷、盐度冲击对氨氮去除率的影响。通过试验，在采用MBR工艺处理高盐废水，得到最佳的处理效果的技术参数，降低采用物化方法处理费用高和能耗高，为实际工程废水处理提供技术支持。自然界中的丰富的海水资源也是含有很高的盐度，如何来利用海水资源解决目前面临的缺水问题，对高盐度废水的生物处理技术的发展就尤为至关重要。
贾菲菲,李多松,张曼,江继涛[7]（2011）在《我国含盐废水生物处理的研究进展》文中研究说明综述了目前我国在含盐废水生物处理的研究进展,包括传统活性污泥法、SBR、生物接触氧化法、厌氧生物处理等,在不同的运行条件和处理状况下取得的较好的处理效果。并在此基础上介绍了耐盐细菌法和物化-生化组合工艺法两种非常有效的处理工艺。
宋晶[8]（2010）在《高盐废水的生物法处理研究》文中认为随着海水利用及工业废水排放量的日益增多，高盐废水的处置已越来越受到重视。这类废水含盐较高，污染严重，必须处理才能排放。高盐废水采用物理、化学处理方法成本较高，因此生物处理仍是首选的方法。高盐度的存在，对废水的生物处理提出了挑战。国内外学者通过人工强化的方式用生物法处理高盐废水，取得了一定的研究成果。本研究首先采用SBBR工艺在含盐废水中对常规活性污泥进行驯化，系统研究了不同盐度下有机物的降解及氨氮去除变化情况，以及有机负荷的改变对系统带来的影响；其次，从盐场底泥中筛选出嗜盐菌接种到SBR反应器中，对嗜盐菌的生长特性进行了初步研究，并系统研究了有机物的降解及氨氮去除变化规律，以及有机负荷和盐度负荷的冲击对系统的影响。结果表明，利用SBBR法进行高盐模拟废水处理试验，盐度变化范围0%～2%，在驯化过程中每提高一个盐度，初期会引起出水COD和NH4+-N的浓度升高，随着驯化时间的延长，出水COD和NH4+-N浓度逐渐降低，去除率分别稳定在94%、71%以上；随着盐度的升高，SVI值逐渐降低，且在低盐阶段时SVI降低幅度较大，继续提高盐度，SVI值降低趋势变缓，稳定在25mL/g左右；盐度从0%增大至2%，每一个阶段的反应周期最终COD去除率稳定在93%～97%之间，变化不大，NH4+-N去除率从93%降低至72%，且随着盐度的增高NH4+-N去除率逐渐降低；当盐度稳定在2%时，依次提高进水有机物负荷，出水COD去除率均稳定在92%以上，表明该系统具有较强的耐有机负荷冲击能力。采用接种嗜盐菌对盐度为3.5%的废水进行处理试验，从大连旅顺盐场底泥中筛选出适合高盐度的菌种，对其进行富集培养，接种到SBR反应器中，对其进行驯化，系统稳定后，平均污泥浓度为600mg/L，出水COD去除率达95%以上，NH4+-N去除率在53%～64%之间；并且，其内源呼吸比耗氧速率为10.36mgO2/gVSS·h，外源呼吸比耗氧速率达到29.09mgO2/gVSS·h，表明该污泥具有较高的活性；一个反应周期内，COD、NH4+-N、TP在1h内去除效果明显，随着反应时间的延长，其去除率变化不大，最终出水COD、NH4+-N、TP的去除率分别在95%、61%、55%左右；依次提高有机负荷，出水COD去除率均稳定在95%以上，表明该系统具有较强的耐有机负荷冲击能力；改变系统进水盐度，发现系统COD去除率变化不大，而NH4+-N去除率有明显变化，在2%和5%的盐度下去除率分别为41%和31%，较3.5%盐度下的去除率有明显降低，表明盐度的改变对NH4+-N的去除影响较大。
张楚[9]（2009）在《高盐有机废水生物处理技术研究进展》文中研究指明介绍了国内外高盐有机废水生物处理技术的现状和研究进展,展望了该技术的发展前景。
张哲[10]（2009）在《MBR工艺处理高盐废水的试验研究》文中提出本文采用膜生物反应器（MBR）对模拟高盐废水生物处理进行了试验研究。主要对常温（18～25℃）高盐条件下MBR工艺有机物和氨氮去除效果的各影响因素进行了考察;研究了盐度变化对活性污泥性能以及对有机物和氨氮去除效果的影响;并对高盐下实现MBR工艺短程硝化的可行性及其稳定性进行了探索。这些研究对高盐废水生物处理研究进展有一定的促进作用。在污水中海水比例为50%,进水COD浓度为700～800mg/L,进水氨氮浓度为80～100mg/L的条件下,分别考察了溶解氧（DO）、水力停留时间（HRT）、进水pH值和污泥浓度（MLSS）等运行参数对COD和氨氮去除效果的影响。结果表明,好氧区DO小于1mg/L时,COD和氨氮的去除率均较低,但是由于膜的特性,COD的去除率明显好于氨氮。好氧区DO为1～2mg/L时,即可以取得较好的去除效果,COD和氨氮的平均去除率可分别达到91.91%、91.44%。COD和氨氮去除率随HRT的延长而增加,在HRT为12h时,即可取得较好的去除效果,平均去除率可分别达到91.34%、91.64%。pH值为8.0时,COD平均去除率为91.82%,pH值升为8.5时,反应器内亚硝化菌的活性最强,氨氮平均去除率可达到93.69%,但pH值过高（大于9）,则会抑制微生物的活性,影响去除效果。MLSS为7～8g/L时,COD和氨氮的平均去除率分别为92.01%和91.94%,过高或过低的MLSS都会影响去除效果。由于盐度影响,微生物活性受到较大抑制,因此本试验在相同DO（1～2mg/L）条件下,COD和氨氮的平均去除率比处理淡水废水时低,而且需要达到比处理淡水废水时更长的HRT和更高的MLSS,才能取得较好的去除效果。好氧区DO为2～3mg/L,HRT为12h,pH值为7.5～8.5,污泥浓度为7～8g/L,进水COD浓度为700～800mg/L,进水氨氮浓度为80～100mg/L的条件下,改变进水盐度,考察了盐度变化对活性污泥性能、COD和氨氮去除率的影响,以及在盐度变化冲击后去除效果恢复至稳定的周期。结果表明,高盐度有利于提高活性污泥的沉降性能,在10%海水盐度下,SVI为105左右;在50%海水盐度下SVI为70左右;海水比例在30%范围内的变化对生物处理的影响不明显,但是海水盐度降低对生物处理造成的影响比海水盐度升高造成的影响要大得多。海水盐度由50%降到30%,COD和氨氮的平均去除率分别由91.73%、91.03%降到81.98%、74.30%,去除效果恢复至稳定大约需要4周至5周;海水盐度由30%升到50%,COD和氨氮的平均去除率分别由93.82%、92.11%降到86.90%、83.05%,去除效果恢复至稳定只需要2.5周。在污水中海水比例为50%,HRT为12h,污泥浓度为7～8g/L,进水COD浓度为700～800mg/L的条件下,考察了DO、进水氨氮浓度和pH值对亚硝酸盐积累的影响。结果表明,分别控制DO为0.5mg/L～1mg/L,pH值为8.5～9,进水氨氮浓度为225mg/L时,亚硝化率均可达到50%以上,可以实现短程硝化。但随着反应时间的延长,由于硝化菌具有适应性,亚硝化率有所下降。
二、低温下混有冲厕海水的污水生物处理（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、低温下混有冲厕海水的污水生物处理（论文提纲范文）
（1）铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水生物处理概述 |
| 1.1.1 含盐废水来源及特征 |
| 1.1.2 含盐废水生物处理现状 |
| 1.2 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的发展与特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.2.3 影响好氧颗粒污泥形成的因素 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用 |
| 1.3 菌丝球概述 |
| 1.3.1 菌丝球形成及特性 |
| 1.3.2 菌丝球的应用现状 |
| 1.4 铁对废水生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对功能物种生物活性的影响 |
| 1.4.2 铁元素对污泥结构的影响 |
| 1.5 生物强化在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 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 Fe_3O_4 NPs修饰AT菌丝球及其性能 |
| 2.3.2 AT菌丝球辅助絮状活性污泥聚集 |
| 2.3.3 初始AT-AGS形成机理 |
| 2.3.4 AT-AGS成熟过程及机理 |
| 2.3.5 AT-AGS的污染物去除效能 |
| 2.3.6 AT-AGS的微生物群落演变和主要功能物种 |
| 2.3.7 AT-AGS的尺寸效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 耐盐AT-AGS的形成及抗逆机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 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 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的COD去除性能 |
| 3.3.2 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的氮去除性能 |
| 3.3.3 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的理化性质和生物活性变化 |
| 3.3.4 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的EPS变化 |
| 3.3.5 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的微生物群落结构 |
| 3.3.6 耐盐絮状活性污泥和耐盐AT-AGS的重金属吸附性能 |
| 3.3.7 Fe_3O_4强化耐盐AT-AGS处理C/N波动的高盐废水 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 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 耐盐氨氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.2 耐盐亚硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.3 耐盐硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.4 复合菌剂的制备及脱氮性能 |
| 4.3.5 复合菌剂强化处理海产品加工废水的投加策略选择 |
| 4.3.6 不同复合菌剂投机策略对污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 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 丝状菌辅助活性污泥絮凝造粒的接种策略评估 |
| 5.3.2 预制菌丝球的性能优化 |
| 5.3.3 菌丝球辅助活性污泥絮凝初始造粒 |
| 5.3.4 菌丝球-颗粒污泥的成熟过程 |
| 5.3.5 成熟菌丝球-颗粒污泥的污染物去除性能 |
| 5.3.6 菌丝球-颗粒污泥的关键酶活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（2）悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的来源及危害 |
| 1.1.1 高盐废水的来源 |
| 1.1.2 高盐废水的危害 |
| 1.2 高盐废水的研究现状 |
| 1.2.1 物化法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.3 悬浮填料 |
| 1.3.1 悬浮填料在水处理中的应用 |
| 1.3.2 悬浮填料在高盐废水应用中的研究进展 |
| 1.4 本研究的内容、目的及意义 |
| 1.4.1 本研究的目的及意义 |
| 1.4.2 本研究的内容 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2.1 实验水质及装置 |
| 2.2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.3 高通量测序 |
| 第三章 悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及驯化耐盐菌 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 耐盐菌的驯化 |
| 3.2.1 耐盐菌的培养 |
| 3.2.2 盐度提高对污泥沉降性能的影响 |
| 3.2.3 驯化污泥的微生物相观察 |
| 3.3 投加悬浮填料前后盐度对SBR去除性能的影响 |
| 3.3.1 投加悬浮填料前后盐度对出水COD的影响 |
| 3.3.2 投加悬浮填料前后盐度对出水氨氮的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 盐度对悬浮填料附着微生物群落的影响分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 微生物物种群落分析 |
| 4.3 盐度对微生物群落丰富度和多样性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（3）用于农村污水好氧处理的低温微生物菌剂研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 论文背景 |
| 1.2 农村污水处理现状 |
| 1.2.1 农村污水的产生及特性 |
| 1.2.2 农村污水处理技术 |
| 1.2.3 低温条件下农村污水生物处理技术研究和应用进展 |
| 1.3 低温微生物菌剂的研究现状及应用 |
| 1.3.1 低温微生物定义 |
| 1.3.2 低温微生物的多样性 |
| 1.3.3 低温微生物的耐低温机制 |
| 1.3.4 低温微生物菌剂在污水处理中的研究和应用进展 |
| 1.3.5 低温微生物菌剂在污水处理中的应用研究的不足 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 低温微生物菌株的筛选与确定 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 主要培养基 |
| 2.1.3 初步鉴定所用材料 |
| 2.1.4 实验用水 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 低温微生物菌株的分离和筛选 |
| 2.2.2 低温微生物菌株的鉴定 |
| 2.2.3 优势低温微生物菌株的确定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 低温微生物菌株的分离 |
| 2.3.2 低温微生物菌株的鉴定 |
| 2.3.3 优势低温微生物菌株的确定 |
| 2.3.4 优势低温微生物菌株的生长特性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 低温微生物菌株降解性能研究及构建低温微生物菌剂 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 菌液制备 |
| 3.1.2 低温复合微生物菌株的降解性研究 |
| 3.1.3 低温微生物菌株降解污水COD的影响因素 |
| 3.1.4 低温微生物菌剂的构建 |
| 3.1.5 低温微生物菌剂的培养条件优化 |
| 3.2 低温微生物菌株的降解性能研究 |
| 3.2.1 低温微生物菌株的降解性能 |
| 3.2.2 低温微生物菌株降解污水COD的影响因素 |
| 3.3 低温微生物菌剂的构建 |
| 3.3.1 低温微生物菌剂的构建 |
| 3.3.2 低温微生物菌剂的降解性能 |
| 3.3.3 低温微生物菌剂降解污水COD的影响因素 |
| 3.3.4 低温微生物菌剂的培养条件优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 低温微生物菌剂在农村污水好氧处理系统中的应用 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验用水 |
| 4.1.2 试验装置 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 分析项目与方法 |
| 4.2.2 农村污水好氧生物处理系统的运行方法 |
| 4.2.3 高通量测序方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 低温微生物菌剂对农村污水好氧处理系统的影响 |
| 4.3.2 低温微生物菌剂对农村污水好氧处理系统生物强化作用机理 |
| 4.3.3 温度变动条件下低温微生物菌剂对农村污水好氧处理系统的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论及展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（4）低温条件下好氧颗粒污泥的培养及其耐盐特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥研究现状 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.1.3 好氧污泥系统颗粒化的影响因素 |
| 1.2 低温下的含盐废水处理研究现状 |
| 1.2.1 含盐废水现状 |
| 1.2.2 含盐废水的处理方法 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥处理低温污水研究现状 |
| 1.3 本课题的研究目的、意义和内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 低温条件下耐盐好氧颗粒污泥的培养 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 接种污泥与反应器运行 |
| 2.2.3 模拟废水组分 |
| 2.2.4 测定与分析方法 |
| 2.2.5 XDLVO理论的概述与计算 |
| 2.2.6 微生物群落分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 污泥颗粒化和反应器运行 |
| 2.3.2 颗粒聚集过程的XDLVO分析 |
| 2.3.3 胞外聚合物分析 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.5 好氧颗粒污泥处理性能 |
| 2.3.6 微生物群落分析 |
| 2.3.7 颗粒快速形成机理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 常温及特定盐度下好氧颗粒污泥的耐盐特性 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 接种污泥与反应器运行 |
| 3.2.2 模拟废水组分 |
| 3.2.3 测定与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 颗粒污泥生物浓度、粒径与形态 |
| 3.3.2 胞外聚合物 |
| 3.3.3 反应器处理性能 |
| 3.3.4 颗粒污泥比耗氧速率 |
| 3.3.5 微生物群落分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间成果发表情况 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（5）高盐度生活污水处理技术研究现状及发展（论文提纲范文）
| 1 无机盐对活性污泥微生物的影响 |
| 2 高盐度生活污水生物处理研究进展 |
| 2.1 研究进展 |
| 2.2 工艺流程 |
| 2.3 辅助流程及工艺改进 |
| 3 结语 |
（6）高盐废水生物处理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 致谢 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景与依据 |
| 1.1.1 选题的背景与依据 |
| 1.2 水资源现状分析 |
| 1.2.1 国内外水资源现状 |
| 1.2.2 水资源危机及解决途径 |
| 1.2.3 国内外海水利用现状 |
| 1.3 高盐废水生物处理研究现状 |
| 1.3.1 高盐废水的定义和来源 |
| 1.3.2 高盐废水生物处理的研究现状及进展 |
| 1.3.3 嗜盐菌的研究现状 |
| 1.3.4 高盐对废水生物处理的影响 |
| 1.4 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.4.1 课题研究的目的 |
| 1.4.2 课题研究的意义 |
| 1.4.3 课题研究的内容 |
| 第二章 试验设计和研究方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验废水来源 |
| 2.1.2 试验装置与试验设备 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 试验工艺简介 |
| 2.2.2 分析项目及测定方法 |
| 2.2.3 高盐废水生化需氧量的测定 |
| 第三章 污泥培养驯化的研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 活性污泥的培养 |
| 3.2.1 活性污泥的培养 |
| 3.2.2 正式运行阶段 |
| 3.3 盐度对活性污泥结构与沉降性能的影响 |
| 3.3.1 盐度对污泥结构的影响 |
| 3.3.2 盐度对污泥性能的影响 |
| 3.4 盐度对污泥培养中微生物的影响 |
| 3.4.1 培养初期 |
| 3.4.2 培养中期 |
| 3.4.3 培养后期 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 高盐废水中有机物去除规律的研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 不同驯化方式对有机物去除规律的研究 |
| 4.2.1 系统不含盐度的微生物接种与培养 |
| 4.2.2 逐步提高盐水比例进行驯化 |
| 4.2.3 直接加入 50%高盐水驯化 |
| 4.2.4 两种不不同驯化方式的比较 |
| 4.3 PH 值对有机物去除率的研究 |
| 4.4 有机负荷对有机物去除率的研究 |
| 4.5 盐度变化对有机物去除率的研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 高盐废水中氨氮去除规律的研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 不同驯化方式对氨氮去除规律的研究 |
| 5.2.1 系统不含盐度的微生物接种与培养 |
| 5.2.2 逐步提高高盐水比例进行驯化 |
| 5.2.3 直接加 50%高盐水进行驯化 |
| 5.2.4 两种驯化方式的比较 |
| 5.3 PH 值对氨氮处理率的影响 |
| 5.4 有机负荷对氨氮去除率的研究 |
| 5.5 盐度变化对氨氮去除率影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）我国含盐废水生物处理的研究进展（论文提纲范文）
| 1 生物处理方法 |
| 1.1 传统活性污泥法 |
| 1.2 SBR工艺 |
| 1.3 生物接触氧化法 |
| 1.4 厌氧生物处理 |
| 1.5 耐盐细菌法 |
| 2 物化-生化组合工艺 |
| 3 结语 |
（8）高盐废水的生物法处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 高盐废水的来源及特性 |
| 1.1.1 高盐废水的来源 |
| 1.1.2 高盐废水的特性 |
| 1.2 高盐废水生物处理可行性 |
| 1.3 高盐废水的国内外生物处理研究现状 |
| 1.3.1 活性污泥法 |
| 1.3.2 生物滤池 |
| 1.3.3 生物转盘 |
| 1.3.4 两段接触氧化法 |
| 1.3.5 好氧颗粒污泥 |
| 1.3.6 厌氧消化法 |
| 1.3.7 序批式活性污泥法（SBR） |
| 1.3.8 SBBR 法 |
| 1.3.9 嗜盐菌 |
| 1.4 本研究的目的和意义 |
| 1.5 本研究的主要内容 |
| 第二章 SBBR 法处理高盐废水的研究 |
| 2.1 SBBR 工艺 |
| 2.1.1 SBBR 工艺简介 |
| 2.1.2 SBBR 工艺特点 |
| 2.2 试验部分 |
| 2.2.1 试验试剂 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 试验装置 |
| 2.2.4 试验材料 |
| 2.2.5 试验方法 |
| 2.3 试验结果与讨论 |
| 2.3.1 挂膜和启动 |
| 2.3.2 驯化期内 COD 和 NH_4~+-N 去除变化情况 |
| 2.3.3 驯化期内 SVI 值的变化 |
| 2.3.4 不同盐度下一个反应周期内 COD 的去除变化规律 |
| 2.3.5 不同盐度下一个反应周期内 NH_4~+-N 的去除变化规律 |
| 2.3.6 有机负荷对 COD 去除的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 嗜盐菌处理高盐废水的研究 |
| 3.1 嗜盐菌 |
| 3.1.1 嗜盐菌研究现状 |
| 3.1.2 嗜盐菌的生理特性及嗜盐机制 |
| 3.2 试验部分 |
| 3.2.1 试验试剂 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.2.3 试验装置 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 嗜盐菌的富集培养 |
| 3.3.2 稳定期内 COD 和 NH_4~+-N 去除变化情况 |
| 3.3.3 驯化活性污泥的 SOUR |
| 3.3.4 反应周期内 COD 去除的变化规律 |
| 3.3.5 反应周期内 NH_4~+-N、NO_3-N、NO_2-N 的变化规律 |
| 3.3.6 反应周期内 TP 的变化规律 |
| 3.3.7 有机负荷对 COD 去除的影响 |
| 3.3.8 盐度冲击对 COD 和 NH_4~+-N 去除的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）高盐有机废水生物处理技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 高含盐量有机废水生物处理现状 |
| 1.1 高盐对生物处理系统有机污染物降解效率的影响 |
| 1.2 高盐对生物处理系统脱氮效率的影响 |
| 1.3 不同盐分对生物处理系统的影响 |
| 2 高盐有机废水生物处理方法 |
| 2.1 A-B两段接触氧化法 |
| 2.2 传统活性污泥法 |
| 2.3 SBR法 |
| 3 展望 |
（10）MBR工艺处理高盐废水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 淡水资源短缺与海水利用 |
| 1.1.1 世界和我国水资源结构与分布 |
| 1.1.2 淡水资源短缺及解决途径 |
| 1.1.3 国内外海水直接利用现状 |
| 1.2 高盐废水生物处理研究现状 |
| 1.2.1 高盐废水的产生 |
| 1.2.2 高盐废水的生物处理国内外研究动态 |
| 1.3 课题研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 课题研究主要内容 |
| 第二章 试验设计及研究方法 |
| 2.1 试验用水 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验工艺简介 |
| 2.2.2 试验装置 |
| 2.2.3 分析项目及测定方法 |
| 2.2.4 实验设备及仪器 |
| 第三章 高盐废水中有机物和氨氮去除规律的试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 DO对COD和氨氮去除率的影响 |
| 3.3.1 试验方案及条件 |
| 3.3.2 试验结果与讨论 |
| 3.4 HRT对COD和氨氮去除率的影响 |
| 3.4.1 试验方案及条件 |
| 3.4.2 试验结果与讨论 |
| 3.5 PH值对COD和氨氮去除率的影响 |
| 3.5.1 试验方案及条件 |
| 3.5.2 试验结果与讨论 |
| 3.6 MLSS对COD和氨氮去除率的影响 |
| 3.6.1 试验方案及条件 |
| 3.6.2 试验结果与讨论 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 盐度变化对有机物和氨氮去除效果影响的试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.3 盐度变化对活性污泥性能的影响 |
| 4.3.1 试验方案及条件 |
| 4.3.2 试验结果与讨论 |
| 4.4 盐度变化对COD和氨氮去除率的影响 |
| 4.4.1 试验方案及条件 |
| 4.4.2 试验结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 高海水盐度下短程硝化的试验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验设计 |
| 5.3 DO对短程硝化的影响 |
| 5.3.1 试验方案及条件 |
| 5.3.2 试验结果与讨论 |
| 5.4 PH值对短程硝化的影响 |
| 5.4.1 试验方案及条件 |
| 5.4.2 试验结果与讨论 |
| 5.5 进水氨氮浓度对短程硝化的影响 |
| 5.5.1 试验方案及条件 |
| 5.5.2 试验结果与讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
四、低温下混有冲厕海水的污水生物处理（论文参考文献）
- [1]铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究[D]. 陈应运. 北京化工大学, 2021
- [2]悬浮填料式SBR工艺处理高盐废水及其微生物群落生物多样性分析[D]. 程晓蕾. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [3]用于农村污水好氧处理的低温微生物菌剂研究[D]. 田洪钰. 北京建筑大学, 2020(08)
- [4]低温条件下好氧颗粒污泥的培养及其耐盐特性研究[D]. 李嘉序. 山东大学, 2020(11)
- [5]高盐度生活污水处理技术研究现状及发展[J]. 任健,李军,苏雷,范伟,张智瑞. 中国给水排水, 2013(24)
- [6]高盐废水生物处理的研究[D]. 刘传伟. 合肥工业大学, 2012(06)
- [7]我国含盐废水生物处理的研究进展[J]. 贾菲菲,李多松,张曼,江继涛. 能源环境保护, 2011(03)
- [8]高盐废水的生物法处理研究[D]. 宋晶. 大连工业大学, 2010(04)
- [9]高盐有机废水生物处理技术研究进展[J]. 张楚. 河北农业科学, 2009(09)
- [10]MBR工艺处理高盐废水的试验研究[D]. 张哲. 青岛大学, 2009(10)