一、高浓度氨氮废水处理技术研究（论文文献综述）
杨富刚[1]（2021）在《煤化工废水中油、酚、氨预处理方法与效果研究》文中指出煤化工过程产生的废水水量大,水质复杂,是一种典型的处理难度高的工业废水。目前国内外煤化工废水的生化处理系统普遍存在运行不稳定、出水难以达到规定排放标准等实际问题,严重影响着煤化工行业的可持续健康发展。其中的主要原因是废水预处理效果不理想,导致后续生化处理难以正常进行。针对上述问题,本研究重点对废水中的油、酚、氨处理方法与效果进行研究并进行现场试验,期望能够找到一种投资成本低、操作简单、处理效果稳定的煤化工废水预处理方法,为煤化工废水中资源物质回收及彻底无害化处理提供方法借鉴,具有重要的实际意义。主要研究结果如下:（1）以神木鑫义煤化工现场生产废水为试验样本,对原水水质特征进行分析,原水中油含量为710～820 mg/L、酚含量为1480～1880 mg/L、氨氮含量为12500～18000 mg/L、COD含量为12000～16000 mg/L、浊度为127～128 NTU;对煤化工废水中油存在状态进行分析,结果表明油粒径小于0.22μm的占72.70%。（2）对生产现场高浓度油酚废水首先采用溶剂萃取工艺进行考察,结果发现,在常温、原水p H值、相比15:1、协同萃取剂MIBK与醋酸丁酯的共同作用下,出水油、酚可分别从823.50 mg/L、1827.07 mg/L降至65.69 mg/L、239.91 mg/L,去除率分别为92.02%、86.87%。（3）采用大孔树脂对煤化工废水中高浓度油酚进行处理,结果发现,在常温、原水p H值、进水流速8 BV/h的条件下,油、酚、COD去除率可分别达到87.48%、88.62%、64.24%。采用SEM、傅里叶变换红外光谱分析表明树脂具有良好的吸附性能,能够吸附苯酚类物质。吸附饱和后的树脂采用Na OH溶液与乙醇结合再生,可实现树脂吸附—再生稳定运行并循环使用。（4）对油、酚除脱后煤化工废水中高浓度氨氮,本研究采取空气吹脱工艺进行处理,调节废水p H值至11、控制体系温度至60℃、调节进气流量为4 LPM、吹脱1 h后,出水氨氮可从15960 mg/L降至1390.57 mg/L,其去除率可达91.29%。（5）为了满足后续生化处理水质要求,对油、酚、氨预处理后的废水采取Fenton氧化处理,在常温、p H值3.5、Fe SO4·7H20加入量为4 g/L、H2O2加入量为36.727 m L/L的条件下,煤化工废水中油、酚、COD分别从210.62 mg/L、839.86mg/L、7617.20 mg/L降至4.04 mg/L、1.05 mg/L、1498.40 mg/L。（6）对煤化工废水分别采用综合处理工艺1（原水-溶剂萃取-氨氮吹脱-Fenton氧化）和综合处理工艺2（原水-树脂吸附-氨氮吹脱-Fenton氧化）进行预处理实验室小试试验,结果发现:综合工艺1对油酚去除率高、出水浊度低,但该工艺存在萃取剂损耗率高,能耗高,最终导致水处理处理成本高,且操作复杂等问题。综合处理工艺2出水油、酚、氨氮、COD、UV254、浊度分别为2.83 mg/L、1.01 mg/L、862.23 mg/L、977.29 mg/L、0.10、4.14 NTU,且该工艺不引入其他污染物,树脂吸附—再生效果较为稳定。（7）采用综合处理工艺2对煤化工废水进行现场预处理试验,处理规模为0.5吨/小时。结果发现,出水油、酚、COD、氨氮可分别降至6.31 mg/L、8.89 mg/L、1624.95 mg/L、3519.39 mg/L。现场处理出水效果较小试差点尤其是氨氮,这主要与原水悬浮物较多、原水温度较低、现场条件有限等有关,但是除氨氮外其余出水水质均可达到生化处理进水水质要求,因此该工艺可以作为煤化工废水预处理可选工艺。
雷晋淇[2]（2021）在《沉淀法处理冶金工业氨氮废水的实验研究》文中指出磷酸铵镁沉淀法因具有反应速度快、去除率高的优点而被广泛应用于处理高浓度氨氮废水,但鲜有将其应用于低浓度氨氮废水处理的报道。为了探究沉淀法对低浓度氨氮废水的作用效果,本课题在沉淀法的各个影响因素中选择了最关键的因素pH值和沉淀剂投入摩尔比（镁氮比、磷氮比）,并以此展开大量的单因素实验和正交实验。考虑到若是直接对低浓度氨氮废水进行沉淀处理,可能会因效果不显着而导致实验数据分析困难,故本课题先通过Na2HPO4、MgCl2和NaH2PO4、MgSO4这两组沉淀剂对高浓度氨氮废水进行处理,得出最佳工艺条件后再应用于低浓度氨氮废水的处理。主要研究内容和结论如下:（1）Na2HPO4、MgCl2和NaH2PO4、MgSO4作为沉淀剂处理高浓度氨氮废水的最佳沉淀条件均为:pH=9.5、n（Mg）:n（P）:n（N）=1.2:1.2:1。（2）从整体的氨氮脱除情况来看,虽然NaH2PO4、MgSO4的氨氮脱除效果略微好于Na2HPO4、MgCl2,但是从最终取得的效果来看,Na2HPO4、MgCl2沉淀剂能将600 mg/L的氨氮降至13 mg/L左右,NaH2PO4、MgSO4将600 mg/L的氨氮降至15 mg/L左右,无明显差异。然而,后一组沉淀剂的耗碱量显着多于前一组,从节约试剂使用量的角度考虑,沉淀剂选择Na2HPO4、MgCl2为宜。（3）在沉淀剂为Na2HPO4、MgCl2、pH=9.5、n（Mg）:n（P）:n（N）=1.2:1.2:1的工艺条件下,沉淀法对30 mg/L～200 mg/L的低浓度模拟氨氮废水的最终处理效果在15 mg/L左右,对55 mg/L实际的低浓度氨氮废水的最终处理效果在20 mg/L左右,达到了二级排放标准,说明沉淀法对低浓度氨氮废水亦有一定的氨氮去除作用。（4）沉淀产物的XRD分析和SEM分析结果表明,pH=9.5时生成的沉淀产物基本为磷酸铵镁晶体,但在pH=11时,沉淀产物虽然主要还是磷酸铵镁,但已经有了其它物质如Mg（OH）2、Mg3（PO4）2。
左陆珅[3]（2020）在《高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究》文中认为一体式厌氧氨氧化（PN/A）工艺以高效、经济、节能等特点在工业废水处理领域展现出广阔的应用前景,然而工业废水中存在的高盐度、抗生素等抑制因子成为限制PN/A系统工程化应用的主要瓶颈。本文以典型高氨氮工业废水中残留的高盐度、金霉素（CTC）为例,分别研究了两种抑制因子对PN/A系统脱氮性能的影响,通过分析PN/A系统的脱氮负荷（NRR）、微生物活性、群落结构等变化,探究高盐度及CTC对PN/A系统的影响。同时,基于小试试验构建了高盐度及CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,并在中试试验中验证该模型的拟合效果。此外,开发了高盐度抑制条件下投加外源甜菜碱（GB）的恢复策略,以及投加外源联氨（N2H4）强化厌氧氨氧化菌（An AOB）活性的策略,并构建了相应条件下的恢复及强化模型。主要研究结果如下:（1）针对高氨氮工业废水中高盐度的抑制问题,探究了不同盐度条件下PN/A系统脱氮性能短期、长期的变化,以及投加外源甜菜碱的恢复策略。短期试验结果发现,Na Cl、Na2SO4及Na F对PN/A系统的半数抑制浓度(IC50)分别为15.2、12.7及1.46 g/L。投加外源GB可缓解不同高盐度条件下的抑制,最优投加浓度为1 m M。在长期试验过程中,进水盐度提升至30 g/L Na Cl时,系统NRR由0.360kg N/m3/d骤降至0.084 kg N/m3/d,随着系统对高盐度条件的适应,70天后系统NRR恢复至初始水平。通过投加外源GB来缩短PN/A系统的适应时间,结果发现仅投加一次GB的恢复时间为50天,连续投加GB的恢复时间进一步缩短为40天。此外,PN/A系统进一步处理了典型高氨氮高盐度稀土废水,NRR可达到0.5kg N/m3/d以上,证明了PN/A系统处理高氨氮高盐度废水的可行性。（2）构建了高盐度抑制及GB恢复条件下PN/A系统功能菌种活性变化模型,得出GB对氨氧化细菌（AOB）和An AOB的半饱和常数KGB,A和KGB,N分别为0.86和0.75 m M,GB的抑制常数KIG,A和KIG,N分别为9.5和24.2 m M。该模型较好地拟合了PN/A系统处理高盐度模拟废水（R2=0.960）和实际稀土废水（R2=0.832）的脱氮性能,同时,对煤化工废水的中试研究（R2=0.778）也起到一定的指导作用。此外,恢复模型提出了PN/A系统在处理高氨氮高盐度稀土废水过程中的最优污泥停留时间（SRT,50天）和GB的最优投加量（1 m M）。（3）针对高氨氮工业废水中抗生素的抑制问题,探究了不同CTC浓度条件下PN/A系统脱氮效能的变化。短期抑制结果发现,CTC对AOB和AnAOB的IC50分别为204.3和185.4 mg/L。长期抑制过程中,60 mg/L CTC条件下NRR从初始的0.70 kg N/m3/d逐渐降低至0.22 kg N/m3/d,进水CTC浓度下降至20 mg/L后系统NRR继续降低至0 kg N/m3/d,但是完全去除CTC干扰后,NRR在30天内仅恢复至0.10 kg N/m3/d。此外,成功构建了CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,模型较好地拟合了PN/A系统处理模拟废水和实际金霉素生产废水的脱氮性能变化（R2=0.978和0.903）,证明了该抑制模型的有效性和可靠性。（4）针对PN/A工艺抑制后恢复较慢的问题,开发了投加外源N2H4提高AnAOB活性强化策略。短期试验结果发现,投加外源N2H4后AnAOB活性提高了42%,并加速了NO2--N的降解,其最大降解速率可达到212.02 mg N/g VSS/d。基于短期试验结果,成功构建了投加外源N2H4的An AOB活性强化模型,得出N2H4的半饱和常数KN2H4为5.88 mg/L,对NO2--N、NO3--N降解的促进系数CNO2和CNO3分别为20.7和55.2 mg/L。模型较好地拟合了长期投加外源N2H4后An AOB活性的恢复规律（R2=0.967）,证明了该活性强化模型的有效性和可靠性。
吴岩[4]（2020）在《短程硝化反硝化处理高浓氨氮废水效果及机理研究》文中认为实验依靠传统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。
韦一[5]（2020）在《BiOI/BiOBr/MoS2复合材料吸附及光催化处理低浓度氨氮废水》文中研究表明随着污水中氨氮的排放标准进一步提高,许多企业外排尾水中氨氮浓度的达标排放成为一个亟待解决的问题,此外,一些微污染的水源水和水产养殖水体都含有低浓度氨氮,这部分低浓度氨氮水体的处理也是当今水处理领域的研究开发热点。因此,本文的目的是研发一种工艺简单、处理效率高、可以稳定达标排放或者循环使用的低浓度氨氮废水处理工艺。首先通过溶剂热法制备了一种新型的粉末光催化剂Bi OI/Bi OBr/Mo S2复合材料,利用X射线衍射仪（XRD）,比表面积的孔径分析（BET）,扫描电子显微镜（SEM）,透射电子显微镜（TEM）和X射线能谱仪（EDS）对制备的样品进行表征。复合材料粉末呈片状堆叠结构,比表面积为13.46 m2/g,孔径16.16 nm。其次采用所制备的复合材料对NH4Cl模拟氨氮废水进行处理研究,探究溶液p H、反应时间和反应初始浓度对光催化反应的影响,在p H=10,氨氮初始浓度50 mg/L的条件下,经过紫外灯照射120 min后1 wt%Mo S2复合材料对氨氮去除率达到82.98%;以氙灯模拟可见光光源时,复合材料比Bi OBr单体表现出更高效的可见光利用性能和优越的吸附光催化性能,经过120 min照射后1 wt%Mo S2复合材料对氨氮去除率达到80.52%。不同掺杂比例的复合材料处理模拟氨氮废水的结果表明,1 wt%Mo S2是复合材料的最佳负载比例。为避免粉末材料易流失且造成二次污染的弊端,将Bi OI/Bi OBr/1 wt%Mo S2通过聚偏二氟乙烯（PVDF）和N-甲基吡咯烷酮粘结剂分别负载在玻璃纤维和活性炭纤维上制备了Bi OI/Bi OBr/Mo S2/玻璃纤维和Bi OI/Bi OBr/Mo S2/活性炭纤维复合材料。在p H=10,氨氮初始浓度50 mg/L条件下,两种负载复合材料在氙灯照射下对氨氮去除率分别为88.20%和78.30%,回收再生利用四次后氨氮去除率分别为74.10%和60.58%。最后通过红外光谱分析探讨复合材料的吸附性能,复合材料对水中氨氮的吸附能力对氨氨的光催化活性有一定影响,吸附率越高,光催化活性越高。通过对光催化反应结束后溶液中硝酸盐氮和总氮含量的测定探究氨氮降解机理,由于溶液中检测到的硝酸盐氮含量很低且总氮含量与氨氮含量接近,因此推测溶液中被光催化反应降解的氨氮转化为了气态氮化物。
姚凡凤[6]（2020）在《多金属氧酸盐/二氧化钛复合材料光催化氧化高浓度氨氮废水的研究》文中研究说明高浓度氨氮废水不但会危害环境,而且较难处理,如何更好地处理高浓度氨氮废水,一直是一个备受关注的问题。生物法是处理氨氮废水常用的方法,主要用于处理较低浓度的氨氮废水,因为当氨氮浓度较高时,废水的可生化性较差、碳氮值偏低,抑制硝化过程,需要外加碳源,处理效率低。将高浓度的氨氮废水进行初步处理,使氨氮浓度下降到微生物能够处理的范围,为后续的生物处理减轻负荷,提高生物处理的效率,这对于光催化处理高浓度氨氮废水的基础性工作具有重要意义。本文引入了金属铜和磷钨酸、硅钨酸两种多酸,采用溶胶-凝胶水热合成法制备了两种二氧化钛负载多金属氧酸盐的复合光催化剂(Cu-H3PW12O40/TiO2、Cu-H4SiW12O40/TiO2),在紫外光照射下对高浓度氨氮废水进行光催化试验,探究不同影响因素对光催化效果的影响,优化反应条件。论文的主要研究结果如下:（1）对使用前后的催化剂进行了表征分析,如:紫外-可见漫反射光谱（UV-Vis DRS）、X射线衍射（XRD）、傅里叶红外光谱（FT-IR）、扫描电子显微镜（SEM）、能谱仪分析（EDS）等,评估催化剂的形貌、结构、晶粒大小、光学性能等特性。XRD和FT-IR表明复合催化剂既保持了TiO2的锐钛矿结构,又保持了多金属氧酸盐的Keggin型结构,催化剂使用后结构不变;SEM和EDS表明磷钨酸、硅钨酸都负载在到了TiO2上,并且各元素均匀地分布在复合催化剂中,催化剂使用后晶粒尺寸变大;UV-Vis DRS表明复合催化剂与TiO2相比,紫外吸收光谱向长波方向移动,在近红外光波段有更强的吸收。（2）对氨氮溶液进行光催化处理,探究了不同影响因素（多金属氧酸盐负载量、氨氮溶液的初始pH、溶液中氨氮的初始浓度、催化剂的投加量、曝气量）对复合材料光催化氧化氨氮的影响。随着多金属氧酸盐负载量的增加,氨氮的去除率先增加后降低,当Cu-H3PW12O40和Cu-H4SiW12O40负载量分别为40%和30%时,氨氮的去除率最高;随着催化剂投加量的增加,氨氮的去除率先增加后降低,当Cu-H3PW12O40/TiO2和Cu-H4SiW12O40/TiO2的投加量分别为1.5 g·L-1和0.9 g·L-1时,氨氮的去除率最高;溶液的pH对氨氮的光催化氧化有很大的影响,在7 h内,氨氮的去除率随着pH的升高先增加后降低,当溶液pH为11时,Cu-H3PW12O40/TiO2对氨氮的去除效果最好,当溶液pH为12时,Cu-H4SiW12O40/TiO2对氨氮的去除效果最好;随着溶液中氨氮初始浓度的增加,氨氮的去除率先增加后降低,当氨氮初始浓度为300 mg·L-1时,氨氮的去除率最高。适量的曝气可以增加氨氮去除率,曝气量过大会吹脱出溶液中的部分氨,使参与光催化反应的氨氮含量减少,实际光催化去除的部分反而降低了。（3）将催化剂回收,在最佳试验条件下进行4次试验,评估催化剂的稳定性。Cu-H3PW12O40/TiO2对氨氮的去除率从82%下降到69%,Cu-H4SiW12O40/TiO2对氨氮的去除率从68%下降到50%。催化剂使用后光催化性能降低,这是因为催化剂使用后带隙能增加,对紫外光的吸收减弱,光的利用率降低。（4）通过自由基抑制试验,探讨了复合材料光催化氧化氨氮的原理。在光催化氧化氨氮的过程中,羟基自由基（·OH）、超氧阴离子自由基（·O2-）和空穴（h+）都能起到氧化NH4+/NH3作用,但是·O2-和h+是主要的活性物质;NH4+/NH3能够被氧化成N2、NO2-和NO3-,NO2-和NO3-的生成量很少,大部分产物为N2。
王东杰[7]（2020）在《REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究》文中提出稀土（Rare Earth简写RE）被称为“工业维生素”和“新材料的宝库”,是极其重要的战略资源,REx（CO3）y（碳酸稀土）是生产稀土产品的重要基础原料,在其生产冶炼过程产生大量废水,该类废水因含有氨氮和稀土是工业废水处理和资源化研究的热点。稀土的回收和氨氮的再利用是该废水需要解决的主要问题。目前这种废水大多采用蒸发浓缩法（MVR）处理,但采用此方法成本较高并伴有氨氮、COD的“二次污染”。本文基于膜电解原理,开发REx（CO3）y冶炼废水处理及资源化工艺,不仅为REx（CO3）y冶炼废水增加了处理手段、实现资源的循环利用,也有效避免了“二次污染”现象。首先研究建立了 REx（CO3）y冶炼废水中氨氮、COD和重金属元素的检测方法,新方法突破了原有的技术瓶颈,在检测手段、检测范围、基体干扰和操作步骤等方面均有显着改善,为后续试验研究的准确性提供了检测保障,新建的3种检测方法通过了精密度、准确度试验验证。采用模拟的REX（CO3）y冶炼废水为研究对象,验证膜电解法处理REx（CO3）y冶炼废水的可行性,并获得最优膜电解参数。废水初始浓度50g/L、电解电压9V、极板间距离4cm时,自主设计开发的新型“三槽双膜三电极”电解槽与双电极电解槽相比,NH4Cl去除率提高30.5%,电解效果明显提升。采用实际废水为研究对象,探究膜电解应用的有效性。优化电解参数、膜和电极材料等条件,NH4Cl、COD和REO的去除率达到93.8%、86.4%和82.1%;利用SEM、XRD、EDX等手段进行表征,发现导致膜污染的主要物质为RE（OH）3无定形沉淀,其中Ce（OH）2、Tb（OH）3和Y（OH）3的吸附性膜污染较严重;分析了膜污染的“吸附-夹杂-堵塞”机理、开发了 HCl-NaClO联合清洗剂,提出了基于HCl-NaClO联合清洗作用于RE（OH）3膜污染的反应机理,通过组合方式的系统研究,使清洗后离子膜的离子通量恢复率提高到96.8%,有针对性地解决了 RE（OH）3对膜的污染问题。最后,提出了氨的“NH3·H2O-NH3-NH4HCO3”分离转化方案,经“分离-富集-合成”的资源转化试验,提出了 CO2参与反应、由NH4Cl向NH4HCO3的转化模型,形成纯度达93%的NH4HCO3产品,并将该NH4HCO3回用于REx（CO3）y的冶炼生产。
袁建华[8]（2019）在《利用异养硝化—好氧反硝化功能混合菌剂处理高氨氮垃圾渗滤液的研究》文中研究指明垃圾渗滤液是城市生活垃圾填埋所产生的污染物。垃圾渗滤液中含有高浓度有机物和氨氮。高浓度氨氮是垃圾渗滤液最显着的特征之一,是垃圾渗滤液处理所面临的主要难题。目前污水处理厂普遍采用先物化后生化的方法进行垃圾渗滤液中高氨氮的脱除,其成本高昂、流程复杂。此外,传统的生物脱氮主要依靠自养硝化细菌和缺氧反硝化细菌完成,当处理垃圾渗滤液时,高浓度有机物会抑制自养硝化细菌的硝化作用,导致脱氮效率降低,而且传统脱氮微生物对高浓度氨氮的耐受能力较弱,处理垃圾渗滤液时容易出现失活、死亡等情况,从而导致整个系统无法正常工作。本文从真实垃圾渗滤液中富集驯化了在高浓度有机物和高浓度氨氮条件下具有较强脱氮性能的异养硝化-好氧反硝化功能混合菌剂,并进行小试实验考察了其对模拟高氨氮废水和真实垃圾渗滤液的实际处理效果。结果表明:（1）以重庆市长生桥垃圾填埋场原位垃圾渗滤液为菌剂来源,富集了具有异养硝化-好氧反硝化脱氮功能的混合菌剂,在观察菌剂形态的基础上,进行了混合菌剂中功能微生物的筛选,经过多次分离纯化得到了两株纯菌,经鉴定分别为水生产碱杆菌和盐单胞菌。此外,混合菌剂经过2-3个月的周期驯化,初步具有了异养硝化-好氧反硝化脱氮功能。（2）在实验室条件下,考察了混合菌剂的脱氮特性及脱氮功能。碳源、pH、温度、转速、C/N的单因素优化实验表明,菌剂脱氮效果受脱氮条件影响较大,其最佳脱氮条件为:以柠檬酸钠为碳源,pH为7.0-8.0,温度为30℃,C/N为10;为了优化和提升真实垃圾渗滤液的脱氮效果,建立了pH、温度、C/N、转速的4因素4水平正交优化实验方案。结果发现,对于菌剂生长和脱氮影响程度大小的因素排序为:pH>转速>C/N>温度。同时对比未优化和单因素的脱氮结果,发现多因素正交优化后,混合菌剂去除垃圾渗滤液中氨氮的去除效果更优。（3）在最佳pH、温度、碳源、转速和C/N条件下以氨氮为唯一氮源考察了菌剂的异养硝化性能。结果发现,当氨氮浓度为985 mg/L时,培养96 h后,菌体的OD600值能达到2.113,整个异养硝化过程完成后,其氨氮去除率达到了80.7%;当以亚硝态氮为唯一氮源进行好氧反硝化性能考察时,经过120 h的培养,亚硝态氮由408.35 mg/L降至281.79 mg/L,去除率达到31.1%;TN由起始的385.42mg/L降至212.99 mg/L,去除率为44.7%。当以硝态氮为唯一氮源进行好氧反硝化性能考察时,反应120 h后TN去除率为48.3%。（4）采用性能稳定的混合菌剂进行了模拟高氨氮废水的处理。结果发现,氨氮浓度从初始的1880.7 mg/L降至799.3 mg/L,96 h内氨氮、硝态氮、TN和COD的平均去除率分别为61.5%、32.5%、44.5%和67.7%。随后考察了混合菌剂对垃圾渗滤液中高氨氮的处理效果,处理过程中氨氮去除率逐渐升高,其中氨氮、硝态氮、TN和COD的平均去除率分别达到了57.5%、28.5%、41.5%和62.5%。最后,运用高通量测序分析了真实垃圾渗滤液处理不同阶段的微生物群落结构变化。根据多样性及微生物丰度分析可知,富集驯化完成后,混合菌剂中的微生物群落较丰富,在处理真实垃圾渗滤液过程中,微生物的群落结构存在一定的差异。不同阶段,微生物群落总体的丰富度和多样性基本相近,而混合菌剂中功能微生物的丰度和核心种属等均有较大差异,由此说明混合菌剂中不同的微生物在脱氮的各个阶段发挥了优势。
甘怀斌[9]（2019）在《吹脱加MAP组合工艺处理高浓度氨氮废水的实验研究》文中研究表明高浓度氨氮废水作为一种难以处理的常见污水,其处理技术一直是国内外环境工程领域研究的重点。随着我国对废水排放标准要求的提升,传统的处理工艺越来越难以满足氨氮废水的治理需要。吹脱法作为一种高效的氨氮预处理工艺在工业废水处理领域有着广泛的研究与应用,但国内的相关研究方向主要集中于吹脱过程中相关工艺条件及参数的优化,并未对吹脱设备的结构设计以及相关参数对氨氮去除率的影响深入探究,也未对吹脱后的氨氮废水的后处理工艺进行探讨。本文基于对吹脱处理过程中气液传质机理的讨论,推导出了吹脱填料塔相关结构参数的计算式,并通过实验研究了吹脱加MAP（磷酸铵镁）组合工艺处理高浓度氨氮废水的处理效果,分别考察了几种主要因素对吹脱实验以及MAP实验的影响规律,得出主要结论如下:（1）基于对吹脱塔中气液两相之间传质过程中气液两相之间传质机理的探究,开展了针对氨氮吹脱塔的体积传质系数的计算,并且由此推导出吹脱塔填料层高度的计算式,推算了吹脱填料塔的压力降。（2）在实验室自制吹脱装置中采用吹脱法去除高浓度氨氮废水中的氨氮,用单因素实验对空气流量、进水流量、废水pH值、废水温度、废水的初始氨氮浓度等影响因素逐个进行了考察,计算出了各个条件下吹脱过程的体积传质系数,得出了各个因素对体积传质系数的影响规律,并进一步深入探讨了吹脱法去除氨氮的机理,为吹脱设备的设计提供了一定的数据支持。并且在实验中确定了吹脱法去除高浓度氨氮废水较为适宜的工艺条件,在空气流量为40m3/h,进水流量为25L/h,废水pH=11,废水温度为60℃,填料层高度为1.2m时,鲍尔环吹脱塔的氨氮去除率较优,为86.83%。（3）通过单因素实验在实验室条件下考察了MAP沉淀法处理吹脱后氨氮出水的影响因素,包括废水pH值,化学沉淀剂的投加比例,搅拌时间以及沉淀时间等,并探究了上述影响因素对废水氨氮去除率的影响规律,得到MAP沉淀法实验中较为适宜的操作工艺参数:废水pH为10.5,c(Mg2+):c（NH4+）:c(PO34-)=1.15:1.0:1.15,搅拌速率为200r/min,搅拌时间为30min,沉淀时间为30min。在此操作条件下吹脱后出水的氨氮去除率可达到91.50%。
郑巧巧[10]（2019）在《吹脱-离子交换联合工艺处理页岩提钒氨氮废水研究》文中认为钒页岩铵盐沉钒工艺因沉钒率高、选择性好而被广泛应用。但是由于铵盐的引入,沉钒母液中残余氨氮浓度远远高于排放标准,同时国家对于污染物排放要求也日益严格,因此,必须对沉钒废水中高浓度氨氮进行处理。本研究针对提钒过程中产生的高浓度氨氮废水采用吹脱-离子交换联合工艺处理并回收氨氮,主要研究了吹脱去除氨氮的最佳工艺条件,在处理至2000 mg/L左右时,吹脱效率降低,对吹脱后液用离子交换树脂去除。主要探究了离子交换树脂的选型,最佳静态吸附条件和最佳动态吸附、解吸条件以及离子交换树脂吸附氨氮的机理,并对树脂的循环稳定性进行研究。根据研究内容得出以下结论:（1）吹脱法处理氨氮浓度高达27500 mg/L的沉钒母液,在温度为40?C、时间为2 h、气液比为3200（L/L）、pH值为10.5的最佳工艺参数条件下将氨氮浓度降为1999.56 mg/L,吹脱后的沉钒废水pH值为8。（2）对吹脱后液用离子交换树脂进一步处理,对比4种不同离子交换树脂对沉钒废水中氨氮的吸附效果,发现T-42树脂对氨氮有较好的去除率,最适宜的pH值为8;动态试验中,在流速9 mL/min,柱高径比21.0的最佳吸附条件下,穿透点吸附量为21.91 mg/g,吸附终点吸附量为34.31 mg/g;体积为413 mL、氨氮浓度为1999.56 mg/L的废水经2级串联吸附后出水氨氮浓度为0.15 mg/L,达到新建钒工业直接排放标准（GB26452-2011）。对吸附饱和的离子交换树脂进行解吸试验,发现解吸剂硫酸溶液用量为2.67个床层体积,体积浓度为18%,流速为3 mL/min时,对吸附饱和的树脂上氨氮解吸率大于99%,解吸后的硫酸溶液吸收吹脱出的氨气制备硫酸铵。树脂经10次吸附解吸循环后,吸附性能稳定,T-42树脂有良好的使用性能。（3）树脂吸附氨氮符合Langmuir等温吸附模型,树脂吸附平衡时间为9 min,拟二级动力学模型可以较好地解释吸附过程,颗粒扩散为速率控制步骤;吸附过程的焓变为3.38 kJ/mol、熵变为18.90 J/（mol·K）,在不同温度下吉布斯自由能均为负数,树脂吸附氨氮的反应为熵增、吸热、自发进行的过程;红外分析发现树脂吸附氨氮的过程为树脂功能基团磺酸基解离出H+与NH4+发生离子交换。（4）采用吹脱-离子交换联合工艺处理江西某地提钒厂氨氮浓度为27500mg/L沉钒母液,综合废水处理成本为2.43元/m3。
二、高浓度氨氮废水处理技术研究（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、高浓度氨氮废水处理技术研究（论文提纲范文）
（1）煤化工废水中油、酚、氨预处理方法与效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 煤化工废水概述 |
| 1.1.1 煤化工废水的来源及特性 |
| 1.1.2 煤化工废水的危害 |
| 1.2 煤化工废水中油、酚、氨预处理方法研究进展及存在的问题 |
| 1.2.1 煤化工废水中油、酚、氨预处理方法研究进展 |
| 1.2.2 煤化工废水中油、酚、氨脱除方法存在的问题 |
| 1.3 本文的研究意义与主要内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 煤化工废水水质情况 |
| 2.2 装置及工艺流程 |
| 2.2.1 实验室小试试验装置 |
| 2.2.2 现场中试试验装置 |
| 2.3 仪器与试剂 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 煤化工废水中油、酚、氨脱除方法 |
| 3.结果与讨论 |
| 3.1 煤化工废水水质分析 |
| 3.1.1 煤化工废水中油存在状态分析 |
| 3.1.2 煤化工废水调节酸性p H值与投药量之间的关系 |
| 3.2 溶剂萃取对油、酚脱除效果及影响因素研究 |
| 3.2.1 相比对处理效果的影响 |
| 3.2.2 pH值对处理效果的影响 |
| 3.2.3 萃取剂配比对处理效果的影响 |
| 3.2.4 温度对处理效果的影响 |
| 3.2.5 萃取剂回收再利用效果分析 |
| 3.3 树脂吸附对油、酚脱除效果及影响因素研究 |
| 3.3.1 树脂选择 |
| 3.3.2 流速对处理效果的影响 |
| 3.3.3 pH值对处理效果的影响 |
| 3.3.4 温度对处理效果的影响 |
| 3.3.5 树脂静态吸附及再生研究 |
| 3.3.6 树脂动态吸附及再生研究 |
| 3.3.7 树脂表征 |
| 3.4 氨氮吹脱的脱除效果及影响因素研究 |
| 3.4.1 温度对吹脱效率的影响 |
| 3.4.2 pH值对吹脱效率的影响 |
| 3.4.3 进气流量对吹脱效率的影响 |
| 3.4.4 吹脱时间对吹脱效率的影响 |
| 3.4.5 pH值与药品投加量的关系 |
| 3.5 Fenton氧化法对剩余油、酚脱除效果及影响因素研究 |
| 3.5.1 Fenton试剂投加比例对处理效果的影响 |
| 3.5.2 Fenton试剂投加量对处理效果的影响 |
| 3.5.3 pH值对处理效果的影响 |
| 3.5.4 反应时间对处理效果的影响 |
| 3.5.5 温度对处理效果的影响 |
| 3.6 综合处理工艺运行试验研究 |
| 3.6.1 综合处理工艺小试运行研究 |
| 3.6.2 综合处理工艺现场运行研究 |
| 4.结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间科研成果 |
（2）沉淀法处理冶金工业氨氮废水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 氨氮废水的介绍 |
| 1.2.1 氨氮废水的来源 |
| 1.2.2 氨氮的危害 |
| 1.3 氨氮废水的处理现状 |
| 1.3.1 典型处理技术 |
| 1.3.2 新型处理技术 |
| 1.4 磷酸铵镁的性质与应用 |
| 1.4.1 磷酸铵镁的性质 |
| 1.4.2 磷酸铵镁的应用 |
| 1.5 本课题的研究意义、内容以及创新点 |
| 1.5.1 本课题的研究意义 |
| 1.5.2 本课题的研究内容 |
| 1.5.3 本课题的创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验流程 |
| 2.2.2 氨氮的测定方法 |
| 2.2.3 氨氮水样的测定 |
| 2.3 沉淀法的反应原理 |
| 2.3.1 溶度积原理 |
| 2.3.2 酸效应 |
| 2.3.3 同离子效应 |
| 2.3.4 盐效应 |
| 2.3.5 影响因素探讨 |
| 2.4 沉淀产物的分析方法 |
| 2.4.1 X射线衍射分析 |
| 2.4.2 扫描电镜分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 沉淀法处理高浓度氨氮废水的实验研究 |
| 3.1 沉淀剂为Na_2HPO_4、MgCl_2的单因素实验 |
| 3.1.1 pH值对脱氮效果的影响 |
| 3.1.2 n(Mg):n(N)对脱氮效果的影响 |
| 3.1.3 n(P):n(N)对脱氮效果的影响 |
| 3.2 沉淀剂为Na_2HPO_4、MgCl_2的正交实验研究 |
| 3.3 沉淀剂为NaH_2PO_4、MgSO_4的单因素实验 |
| 3.3.1 pH值对脱氮效果的影响 |
| 3.3.2 n(Mg):n(N)对脱氮效果的影响 |
| 3.3.3 n(P):n(N)对脱氮效果的影响 |
| 3.4 沉淀剂为NaH_2PO_4、MgSO_4的正交实验研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 沉淀法处理低浓度氨氮废水的实验研究 |
| 4.1 实际低浓度氨氮废水污染源调查 |
| 4.2 对低浓度氨氮废水的处理效果 |
| 4.2.1 模拟低浓度氨氮废水的处理效果 |
| 4.2.2 实际低浓度氨氮废水的处理效果 |
| 4.3 沉淀产物分析 |
| 4.3.1 沉淀产物的X射线衍射分析 |
| 4.3.2 沉淀产物的扫描电镜分析 |
| 4.4 沉淀剂的成本分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景及选题意义 |
| 1.2 高氨氮工业废水及其处理技术 |
| 1.2.1 高氨氮工业废水排放现状及一体式厌氧氨氧化处理技术 |
| 1.2.2 一体式厌氧氨氧化技术研究进展 |
| 1.2.3 一体式厌氧氨氧化工艺应用现状 |
| 1.3 高氨氮工业废水抑制因子的影响 |
| 1.3.1 盐度对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.2 抗生素对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.3 抑制因子影响下PN/A工艺活性强化技术研究进展 |
| 1.4 一体式厌氧氨氧化技术抑制及恢复模型研究 |
| 1.4.1 PN/A模型研究进展 |
| 1.4.2 PN/A抑制模型研究进展 |
| 1.4.3 模型研究现存问题 |
| 1.5 选题依据,主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验条件 |
| 2.1.1 试验种泥 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 试验装置 |
| 2.2 盐度对PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.2.1 短期试验 |
| 2.2.2 长期试验 |
| 2.2.3 稀土废水试验 |
| 2.3 CTC对 PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.3.1 短期试验 |
| 2.3.2 长期试验 |
| 2.3.3 CTC废水试验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 水质检测方法 |
| 2.4.2 群落结构检测方法 |
| 2.5 计算方法 |
| 2.6 模型建立方法 |
| 2.6.1 模型建立前期工作 |
| 2.6.2 AQUASIM模型建立方法 |
| 2.6.3 AQUASIM参数计算方法 |
| 2.6.4 AQUASIM模型校验方法 |
| 2.7 数据及统计分析 |
| 3 盐度对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.1 Cl~-对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.1.1 Cl~-对AOB菌种活性的影响 |
| 3.1.2 Cl~-对AnAOB种活性的影响 |
| 3.1.3 Cl~-对PN/A工艺功能菌种活性的影响 |
| 3.2 其它典型阴离子对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.2.1 SO_4~(2-)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.2.2 F~-对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.3 甜菜碱在不同盐度下对PN/A系统耐盐性能的短期影响 |
| 3.3.1 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AOB活性的影响 |
| 3.3.2 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AnAOB活性的影响 |
| 3.3.3 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对PN/A功能菌种活性的影响 |
| 3.3.4 甜菜碱在不同Na_2SO_4,NaF盐度对PN/A菌种活性影响 |
| 3.4 盐分长期影响下甜菜碱对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.4.1 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统菌种活性的影响 |
| 3.4.2 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统群落结构的影响 |
| 3.5 高盐分稀土废水长期影响下PN/A系统脱氮性能的变化 |
| 3.5.1 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的短期影响 |
| 3.5.2 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的长期影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 盐度对PN/A系统脱氮性能影响模型研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 模型数据评估 |
| 4.1.2 模型结构建立 |
| 4.1.3 模型校准和验证 |
| 4.1.4 模型模拟运行 |
| 4.2 模型建立 |
| 4.2.1 参数计算 |
| 4.2.2 批量实验参数校正 |
| 4.3 模型校正与验证 |
| 4.3.1 批量实验校正 |
| 4.3.2 长期实验验证 |
| 4.3.3 实际废水实验验证 |
| 4.4 模型模拟与优化 |
| 4.4.1 模拟甜菜碱浓度对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.2 模拟污泥停留时间对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.3 模拟PN/A工艺处理实际废水优化运行策略 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 金霉素(CTC)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 5.1.2 CTC对 PN/A系统脱氮性能的长期抑制 |
| 5.1.3 CTC对 PN/A系统抑制后恢复性能研究 |
| 5.1.4 PN/A工艺处理实际CTC废水脱氮性能研究 |
| 5.2 模型建立 |
| 5.2.1 模型结构建立 |
| 5.2.2 CTC冲击影响模型 |
| 5.2.3 CTC累积影响模型 |
| 5.3 模型验证 |
| 5.3.1 CTC长期抑制实验验证 |
| 5.3.2 CTC抑制后恢复实验验证 |
| 5.3.3 实际金霉素废水实验验证 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 联氨对PN/A系统脱氮性能恢复影响模型研究 |
| 6.1 实验方案 |
| 6.1.1 模型数据评估 |
| 6.1.2 模型结构建立 |
| 6.1.3 模型校准和验证 |
| 6.2 模型建立 |
| 6.2.1 参数计算 |
| 6.2.2 批量实验参数校正 |
| 6.3 模型验证 |
| 6.3.1 短期实验验证 |
| 6.3.2 长期实验验证 |
| 6.4 模型模拟与优化 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）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 |
（5）BiOI/BiOBr/MoS2复合材料吸附及光催化处理低浓度氨氮废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氨氮废水的来源及污染概况 |
| 1.3 氨氮废水处理技术的研究现状 |
| 1.4 光催化技术的研究现状 |
| 1.5 光催化材料的研究现状 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.7 论文特色及研究思路 |
| 第二章 Bi OI/Bi OBr/MoS_2 颗粒复合材料的制备及表征 |
| 2.1 复合材料的制备 |
| 2.2 复合材料的表征 |
| 第三章 粉末复合材料吸附及光催化处理氨氮的研究 |
| 3.1 材料与装置 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 第四章 纤维布负载Bi OI/Bi OBr/MoS_2 复合材料吸附及光催化处理氨氮的研究 |
| 4.1 材料与装置 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 第五章 Bi OI/Bi OBr/MoS_2 复合材料去除氨氮的机理探讨 |
| 5.1 复合材料对氨氮的吸附机理 |
| 5.2 复合材料的异质结结构 |
| 5.3 光催化产物分析 |
| 5.4 复合材料光催化降解氨氮的机理 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的学术成果 |
| 致谢 |
（6）多金属氧酸盐/二氧化钛复合材料光催化氧化高浓度氨氮废水的研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中的氨氮污染及处理工艺 |
| 1.2.1 氨氮废水的来源 |
| 1.2.2 氨氮的危害 |
| 1.2.3 高浓度氨氮废水处理技术现状 |
| 1.2.3.1 物化脱氮技术 |
| 1.2.3.2 生物脱氮技术 |
| 1.3 光催化概述 |
| 1.4 二氧化钛负载多金属氧酸盐复合材料的制备和应用 |
| 1.4.1 TiO_2负载多金属氧酸盐的制备 |
| 1.4.2 TiO_2负载多金属氧酸盐的应用 |
| 1.5 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 仪器设备 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 复合催化剂的制备 |
| 2.2.2 复合催化剂的表征 |
| 2.2.3 氨氮的光催化氧化 |
| 2.2.4 催化剂的稳定性 |
| 2.3 试验测定指标及分析方法 |
| 2.3.1 复合催化剂表征分析 |
| 2.3.2 试验指标测定方法 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 复合催化剂的表征 |
| 3.1.1 晶体结构 |
| 3.1.2 形貌结构 |
| 3.1.3 光学性质和带隙能 |
| 3.2 不同影响因素对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.2.1 多金属氧酸盐的负载量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.2.2 催化剂投加量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.2.3 溶液初始pH对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.2.4 溶液中氨氮初始浓度对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.2.5 曝气量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 3.3 催化剂的稳定性 |
| 3.4 抑制自由基对光催化反应的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 TiO_2负载多金属氧酸盐的表征分析 |
| 4.1.1 晶体结构 |
| 4.1.2 形貌结构 |
| 4.1.3 光学性质 |
| 4.2 不同影响因素对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.2.1 多金属氧酸盐的负载量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.2.2 催化剂投加量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.2.3 溶液初始pH对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.2.4 溶液中氨氮初始浓度对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.2.5 曝气量对催化剂光催化去除氨氮的影响 |
| 4.3 催化剂的稳定性 |
| 4.4 光催化氧化氨氮机理探讨 |
| 4.5 创新与不足 |
| 4.5.1 研究创新 |
| 4.5.2 研究不足 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（7）REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 稀土资源现状 |
| 2.1.1 稀土矿物及产品 |
| 2.1.2 RE_x(CO_3)_y的冶炼及废水种类 |
| 2.1.3 稀土工业污染物排放标准与RE_x(CO_3)_y冶炼废水的检测标准 |
| 2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水处理及资源化研究进展 |
| 2.2.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的传统处理方法 |
| 2.2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水现阶段处理方法 |
| 2.2.3 资源化研究现状 |
| 2.3 膜电解技术及资源化研究 |
| 2.3.1 膜电解处理技术概述 |
| 2.3.2 膜电解技术处理工业废水及资源化的应用 |
| 2.3.3 离子膜污染及其控制方法 |
| 2.4 RE_x(CO_3)_y冶炼废水处理存在的问题 |
| 2.5 小结 |
| 3 研究内容与研究方法 |
| 3.1 研究目标 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 研究内容 |
| 3.3.1 RE_x(CO_3)y冶炼废水检测方法的研究 |
| 3.3.2 膜电解法处理模拟RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 3.3.3 膜电解法处理实际RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 3.3.4 膜电解处理RE_x(CO_3)_y冶炼废水的资源化及工业应用评估 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 分析检测方法 |
| 3.4.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的膜电解处理方法 |
| 3.4.3 数据分析与评价方法 |
| 3.5 设备与材料 |
| 3.5.1 试验设备 |
| 3.5.2 试验材料 |
| 4 RE_x(CO_3)_y冶炼废水检测方法的研究 |
| 4.1 现行废水检测方法的适用性研究 |
| 4.1.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的水质成分 |
| 4.1.2 COD量测定的适用性分析 |
| 4.1.3 氨氮量测定的适用性分析 |
| 4.1.4 重金属元素量测定的适用性分析 |
| 4.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水检测方法的构建 |
| 4.2.1 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中COD量测定的研究 |
| 4.2.2 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中氨氮量测定的研究 |
| 4.2.3 RE_x(CO_3)_y冶炼废水中重金属元素量测定的研究 |
| 4.3 与现行废水检测方法的准确性对比分析 |
| 4.3.1 精密度对比 |
| 4.3.2 准确度分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 膜电解法处理模拟RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 5.1 膜材料与电极材料筛选 |
| 5.1.1 不同离子膜对膜电解处理模拟废水效果的影响研究 |
| 5.1.2 电极材料筛选与电解前后比较 |
| 5.2 电解槽结构对电解效果的影响 |
| 5.2.1 高效电解槽的设计 |
| 5.2.2 不同槽型结构的电流及电流密度比较 |
| 5.2.3 电解槽结构影响电流过程机理分析 |
| 5.3 膜电解效果的主要影响因素研究 |
| 5.3.1 NH_4Cl浓度对膜电解效果的影响 |
| 5.3.2 电解电压对膜电解效果的影响 |
| 5.3.3 极板间距离对膜电解效果的影响 |
| 5.3.4 稀土浓度对膜电解效果的影响 |
| 5.4 膜电解过程机理分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 膜电解法处理实际RE_x(CO_3)_y冶炼废水的研究 |
| 6.1 影响膜电解效果的主要因素研究 |
| 6.1.1 实际废水温度对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.2 废水初始浓度对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.3 电解电压对NH_4Cl去除率的影响 |
| 6.1.4 实际废水的膜电解处理效果分析 |
| 6.1.5 P_(507)的降解路径分析 |
| 6.2 膜电解过程的膜污染及机理研究 |
| 6.2.1 膜污染的表征 |
| 6.2.2 膜污染的主要影响因素研究 |
| 6.2.3 RE(OH)_3膜污染机理研究 |
| 6.3 RE(OH)_3导致膜污染的化学清洗及机理分析 |
| 6.3.1 酸碱清洗剂的清洗效果对比研究 |
| 6.3.2 HCl-NaClO联合清洗剂最佳清洗条件的选择 |
| 6.3.3 清洗前后离子膜表面微观分析 |
| 6.3.4 化学清洗机理 |
| 6.4 小结 |
| 7 RE_x(CO_3)_y冶炼废水的膜电解资源化及工业应用评估 |
| 7.1 资源化工艺设计 |
| 7.2 膜电解产物氨的分离与富集 |
| 7.2.1 氨的吹脱分离效果影响因素研究 |
| 7.2.2 NH_3的吸收富集影响因素研究 |
| 7.3 NH_4HCO_3合成及表征 |
| 7.3.1 NH_3·H_2O浓度影响NH_4HCO_3纯度的研究 |
| 7.3.2 NH_3·H_2O浓度与NH_4HCO_3结晶时间的关系研究 |
| 7.3.3 NH_4HCO_3的表征 |
| 7.4 工业应用效果评估 |
| 7.4.1 NH_4HCO_3的应用效果分析 |
| 7.4.2 膜电解处理及资源化的工业应用评估 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论 |
| 8.1 创新点 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A RE_x(CO_3)_y冶炼废水中COD量的测定方法 |
| 附录B RE_x(CO_3)_y冶炼废水中氨氮量测定的方法 |
| 附录C RE_x(CO_3)_y冶炼废水中重金属元素的测定方法 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（8）利用异养硝化—好氧反硝化功能混合菌剂处理高氨氮垃圾渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国垃圾渗滤液现状 |
| 1.2 垃圾渗滤液的产生和特性 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液的产生 |
| 1.2.2 垃圾渗滤液水质特点 |
| 1.2.3 垃圾渗滤液的危害 |
| 1.3 垃圾渗滤液处理研究进展及存在难点 |
| 1.3.1 物理化学处理技术 |
| 1.3.2 生物处理技术 |
| 1.3.3 土地处理技术 |
| 1.3.4 组合工艺处理技术 |
| 1.4 生物脱氮 |
| 1.4.1 传统生物脱氮 |
| 1.4.2 生物脱氮新进展 |
| 1.5 异养硝化-好氧反硝化的研究与应用 |
| 1.5.1 异养硝化-好氧反硝化菌 |
| 1.5.2 异养硝化-好氧反硝化的关键酶及代谢途径 |
| 1.5.3 异养硝化-好氧反硝化菌处理高氨氮废水 |
| 1.6 研究意义、内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 具有异养硝化-好氧反硝化功能混合菌剂的富集、驯化及脱氮功能验证 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌剂来源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 试验试剂与仪器 |
| 2.1.4 分析项目 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌剂的富集 |
| 2.2.2 菌剂的驯化 |
| 2.2.3 电镜扫描观察 |
| 2.2.4 PCR分子扩增及电泳 |
| 2.2.5 脱氮功能菌株的分离与鉴定 |
| 2.2.6 菌剂脱氮功能的考察 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 菌剂的筛选结果 |
| 2.3.2 菌剂的形态特征 |
| 2.3.3 菌剂中脱氮功能菌株的鉴定 |
| 2.3.4 菌剂脱氮功能验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 菌剂的异养硝化-好氧反硝化脱氮特性及条件优化 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验菌株 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 单因素对菌剂脱氮性能的影响 |
| 3.2.2 菌剂异养硝化脱氮特性分析试验 |
| 3.2.3 菌剂好氧反硝化脱氮特性分析试验 |
| 3.2.4 正交法优化混合菌剂脱氮的多因素试验设计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 单因素条件下混合菌剂的脱氮性能 |
| 3.3.2 单因素条件下混合菌剂的异养硝化性能优化 |
| 3.3.3 单因素条件下混合菌剂的好氧反硝化性能优化 |
| 3.3.4 多因素条件下混合菌剂的脱氮性能及正交结果验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 混合菌剂处理高氨氮垃圾渗滤液及微生物群落结构分析 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验菌剂 |
| 4.1.2 试剂及耗材 |
| 4.1.3 模拟高氨氮废水及垃圾渗滤液 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 菌剂总DNA的提取 |
| 4.2.2 菌剂总RNA的提取 |
| 4.2.3 高通量测序技术 |
| 4.2.4 混合菌剂处理模拟高氨氮废水及真实垃圾渗滤液 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 混合菌剂处理模拟高氨氮废水 |
| 4.3.2 混合菌剂处理真实垃圾渗滤液 |
| 4.3.3 菌剂处理垃圾渗滤液不同阶段的微生物群落结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B 作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
| C 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（9）吹脱加MAP组合工艺处理高浓度氨氮废水的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 氨氮废水概述 |
| 1.2.1 氨氮废水的来源 |
| 1.2.2 氨氮废水的危害 |
| 1.3 氨氮废水的处理技术 |
| 1.3.1 生物脱氮法 |
| 1.3.2 折点氯化法 |
| 1.3.3 膜吸收法 |
| 1.3.4 离子交换法 |
| 1.3.5 高级氧化技术 |
| 1.4 吹脱法处理氨氮废水的研究现状 |
| 1.4.1 吹脱法的基本原理 |
| 1.4.2 影响吹脱效率的因素 |
| 1.5 MAP法处理氨氮废水的研究现状 |
| 1.6 本课题的研究目的与内容 |
| 第2章 氨氮吹脱塔的设计模型 |
| 2.1 氨氮吹脱机理 |
| 2.2 体积传质系数的计算 |
| 2.2.1 基于对数平均动力法的体积传质系数的计算 |
| 2.2.2 基于传质机理的体积传质系数的计算 |
| 2.3 吹脱塔的设计 |
| 2.3.1 吹脱塔的设计思路 |
| 2.3.2 吹脱塔的设计理论依据 |
| 2.3.3 目标吹脱塔压降的推算 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验原液的配制 |
| 3.2 实验设备与方法 |
| 3.2.1 吹脱法预处理氨氮废水设备及实验流程 |
| 3.2.2 MAP沉淀法处理中低浓度氨氮废水的实验流程 |
| 3.3 实验检测方法 |
| 3.4 实验仪器 |
| 3.5 实验药剂 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 吹脱法处理高浓度氨氮废水的实验研究 |
| 4.1 吹脱效率影响因素分析 |
| 4.2 氨氮去除率与体积传质系数的影响因素实验研究 |
| 4.2.1 空气流量对氨氮去除率与体积传质系数的影响 |
| 4.2.2 进水流量对氨氮去除率与体积传质系数的影响 |
| 4.2.3 pH值对氨氮去除率与体积传质系数的影响 |
| 4.2.4 水温对氨氮去除率与体积传质系数的影响 |
| 4.2.5 废水的初始氨氮浓度对氨氮去除率与体积传质系数的影响 |
| 4.3 填料层高度对氨氮去除率的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 MAP工艺处理吹脱后氨氮废水的实验研究 |
| 5.1 MAP工艺去除废水中氨氮的影响因素分析 |
| 5.2 MAP工艺处理吹脱后氨氮废水影响因素的实验研究 |
| 5.2.1 pH值对氨氮去除率的影响 |
| 5.2.2 搅拌时间对氨氮去除率的影响 |
| 5.2.3 化学沉淀剂投加比例对氨氮去除率的影响 |
| 5.2.4 沉淀时间的影响 |
| 5.3 废水中氨氮初始浓度对MAP沉淀法的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）吹脱-离子交换联合工艺处理页岩提钒氨氮废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氨氮废水处理现状 |
| 1.1.1 吹脱法 |
| 1.1.2 离子交换法 |
| 1.1.3 化学沉淀法 |
| 1.1.4 氧化法 |
| 1.1.5 生物法 |
| 1.1.6 膜处理法 |
| 1.2 提钒氨氮废水的脱氨工艺 |
| 1.3 课题的研究目的、意义和研究内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 试验原料、仪器及试验方案 |
| 2.1 试验原料 |
| 2.2 试验药剂及仪器 |
| 2.2.1 试验药剂 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 试验方案 |
| 2.3.2 试验方法 |
| 2.3.3 分析和测试方法 |
| 第3章 吹脱法去除沉钒母液中氨氮的研究 |
| 3.1 pH值对氨氮去除的影响 |
| 3.2 温度对氨氮去除的影响 |
| 3.3 时间对氨氮去除的影响 |
| 3.4 气液比对氨氮去除的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 离子交换树脂去除吹脱后液中氨氮 |
| 4.1 树脂静态吸附氨氮 |
| 4.1.1 树脂选型 |
| 4.1.2 pH值对树脂除氨的影响 |
| 4.2 树脂动态吸附氨氮 |
| 4.2.1 流速对树脂除氨的影响 |
| 4.2.2 柱高径比对树脂除氨的影响 |
| 4.2.3 初始浓度对树脂除氨的影响 |
| 4.2.4 串联级数对树脂除氨的影响 |
| 4.3 树脂解吸 |
| 4.3.1 解吸剂的选择 |
| 4.3.2 流速对氨氮解吸的影响 |
| 4.3.3 硫酸浓度对氨氮解吸的影响 |
| 4.3.4 解吸穿透曲线 |
| 4.3.5 树脂稳定性 |
| 4.5 吹脱-离子交换联合工艺 |
| 4.5.1 吹脱-离子交换联合工艺流程图 |
| 4.5.2 硫酸铵的制备 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 树脂吸附氨氮的机理研究 |
| 5.1 树脂吸附氨氮的等温吸附模型分析 |
| 5.2 树脂吸附氨氮的动力学分析 |
| 5.3 树脂吸附氨氮的热力学分析 |
| 5.4 树脂吸附氨氮的红外光谱分析 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 吹脱-离子交换联合工艺经济评估 |
| 6.1 工程建设投资费用 |
| 6.2 经营管理费用 |
| 6.3 效益分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论、创新点与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
四、高浓度氨氮废水处理技术研究（论文参考文献）
- [1]煤化工废水中油、酚、氨预处理方法与效果研究[D]. 杨富刚. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]沉淀法处理冶金工业氨氮废水的实验研究[D]. 雷晋淇. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究[D]. 左陆珅. 北京交通大学, 2020(02)
- [4]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)
- [5]BiOI/BiOBr/MoS2复合材料吸附及光催化处理低浓度氨氮废水[D]. 韦一. 暨南大学, 2020(03)
- [6]多金属氧酸盐/二氧化钛复合材料光催化氧化高浓度氨氮废水的研究[D]. 姚凡凤. 山东农业大学, 2020(12)
- [7]REx（CO3）y冶炼废水的膜电解处理及资源化研究[D]. 王东杰. 北京科技大学, 2020(06)
- [8]利用异养硝化—好氧反硝化功能混合菌剂处理高氨氮垃圾渗滤液的研究[D]. 袁建华. 重庆大学, 2019(02)
- [9]吹脱加MAP组合工艺处理高浓度氨氮废水的实验研究[D]. 甘怀斌. 南昌大学, 2019(02)
- [10]吹脱-离子交换联合工艺处理页岩提钒氨氮废水研究[D]. 郑巧巧. 武汉理工大学, 2019(07)