一、SBR的工艺特点分析（论文文献综述）
曹瑞[1]（2021）在《序批式活性污泥工艺系统处理畜禽养殖废水的研究》文中指出畜禽养殖废水的来源分散,水质复杂,有机物及氮、磷浓度均比较高,利用生物法在高负荷进水条件下实现高效而稳定的脱氮除磷效果具有较大难度。本课题研究主要是通过在实验室内构建的厌氧-好氧交替式序批式活性污泥反应器（SBR）处理模拟畜禽养殖废水,研究了 SBR反应器在启动和正式运行阶段除污性能和微生物群落结构等在不同进水负荷条件下的差异和变化规律。结论如下所示:（1）通过将污泥接种到SBR反应器中,让活性污泥的驯化得以在SBR反应器中完成,反应器对溶解性化学需氧量（sCOD）、总氮（TN）、氨氮（NH4+-N）和正磷(PO43--P)等污染物均具有较佳的去除效果。在不同的进水负荷情况下,SBR反应器对sCOD始终保持着良好的去除效果,去除率大多维持在80.0%以上。随着进水sCOD浓度从400 mg/L升高到1000 mg/L,反应器出水PO43--P浓度平均值降低,从1.88 mg/L降低到0.73 mg/L,平均去除率从76.7%升高到95.4%。进水P043-P浓度的升高对除磷效果稳定性的影响很小。在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ条件下,进水氨氮（NH4+-N）可被完全去除,但在阶段Ⅲ条件下去除率有所降低。结合工艺处理效果和污水排放标准,SBR反应器最适宜工况为阶段Ⅱ。（2）SBR反应器典型周期实验与不同碳源（乙酸钠/丙酸钠）序批实验结果表明,在典型周期厌氧阶段的前60 min,反应器内微生物对有机物的降解速率和释磷速率较高。随着进水负荷的提高,反应物内与聚磷吸磷有关的功能微生物活性升高,生物吸/释磷量也提高,出水PO43--P浓度降低。与乙酸钠相比,丙酸钠作碳源对反应器内微生物的释/吸磷更有利。随着进水负荷的提升,胞外聚合物（EPS）中的蛋白质、多糖和腐殖酸含量均有所提高。（3）不同进水负荷对SBR反应器微生物多样性和群落结构的影响结果表明,SBR反应器的微生物群落结构在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ较为相似,与反应器启动前的原始污泥的群落结构差异最大。随着进水负荷提升,除磷功能微生物的相对丰度升高,脱氮功能微生物的相对丰度降低,这可能是导致反应器脱氮除磷性能变化的原因之一。Tetrasphaera是反应器中始终占优势的聚磷菌,对于SBR反应器的除磷性能具有重要促进作用。在高底物浓度条件下,SBR反应器中的聚磷菌与聚糖菌不存在明显的竞争关系。
赵鹏程[2]（2021）在《磁化活性污泥特性试验研究》文中研究表明试验以活性污泥法为基础,通过加入可以和活性污泥絮体相结合的强磁化粉末物质（磁介质,Fe3O4）使其成为磁化活性污泥,从而增加了污泥比重,使活性污泥絮凝体具有受磁场诱导的特性,并应用于SBR工艺以强化活性污泥的沉淀性能,提高污泥浓度,降低污泥负荷,增强反应器内污水处理效果,为强化SBR工艺提供了新的思路。论文通过烧杯-量筒试验以及小试试验处理高浓度淘米水来探究磁化活性污泥的特性以及应用前景,主要得出以下结论:（1）通过烧杯-量筒沉降试验,以各梯度污泥浓度为基础,分析磁粉浓度、各种磁粉规格对污泥沉降性能的影响以及污泥浓度的变化对磁化活性污泥沉降性能的影响,观察普通活性污泥与磁化活性污泥在10min内的沉降性能,试验结果表明:在污泥浓度以及磁粉规格恒定时,随着磁粉浓度的增加,磁化活性污泥的沉降性能越来越好;以MLSS=2000mg/L、5μm磁粉浓度为例,磁粉浓度为2000mg/L时相比于空白试验10min沉降后污泥体积量减少了32.81%。在磁粉浓度以及磁粉规格恒定时,随着污泥浓度的增加,磁化活性污泥的沉降性能越来越差,越难于沉降;以磁粉浓度为2000mg/L、5μm磁粉为例,污泥浓度为7000mg/L时相比于空白试验10min沉降后污泥体积量只减少了7.14%。在磁粉浓度以及污泥浓度恒定时,随着磁粉规格的变化,即随着磁粉粒径的增大,越有利于磁化活性污泥的沉降,其沉降规律符合斯托克斯沉速公式;以MLSS=3000mg/L、磁粉浓度为2500mg/L为例,加入30μm粒度磁粉相比于加入5μm磁粉污泥体积量减少了16.28%。（2）通过试验出水各指标去除率确定磁粉规格与磁粉浓度,试验结果表明:磁粉A5试验COD的平均处理率为97.47%,磁粉A5试验NH4+-N的平均处理率为92.05%,磁粉A5试验TP的平均处理率为51.42%;磁粉B30试验COD的平均处理率为97.80%,磁粉B30试验NH4+-N的平均处理率为95.18%,磁粉B30试验TP的平均处理率为68.29%。磁粉A5试验与磁粉B30试验的COD、NH4+-N去除效率相当,磁粉B30试验的TP去除效率优于磁粉A5试验,磁粉B的粒径小于磁粉A,更有利于跟活性污泥菌胶团的充分结合,使其磁化活性污泥相较于磁粉A5试验磁化状态更好,有更大的比表面积,从而提供了更多、更利于微生物物质交换的场所,从而对污染物有更好的去除效率,所以30nm规格的磁粉B是更好的选择。经过四组试验分析得出,磁粉浓度为4000mg/L时,其COD、NH4+-N去除效率略优于磁粉浓度为2000mg/L时,相差很小,几乎可以忽略;TP去除效率不如磁粉浓度为2000mg/L时,A5试验TP去除率相差12.24%,B30试验TP去除率相差28.94%,说明在这个浓度梯度下,磁粉抑制了微生物生长以及活性污泥活性,对TP的去除率有一定的影响。所以该试验下磁化SBR工艺的磁粉投加量为8g,即磁粉浓度为2000mg/L。（3）通过传统SBR工艺与磁化SBR工艺对比得知,在COD和NH4+-N的去除效果方面,磁化SBR工艺的去除率为93.96%和93.52%,优于传统SBR工艺的88.97%和88.80%;在TP去除效果方面,传统SBR工艺的去除率为69.44%,优于磁化SBR工艺的58.73%;在TN去除效果方面,磁化SBR工艺的去除率与传统SBR工艺相当,分别为74.61%与72.75%。加入磁粉后,可促进活性污泥对有机物的分解、吸收,提高污泥浓度,磁化活性污泥有更高的MLSS和MLVSS,减少了污泥负荷,增加了污泥比重,提高了沉降性能,即使SV30达到70%以上,MLSS达到9500mg/L左右时,在处理高浓度的食堂淘米污水条件下,反应器也可以正常运行。（4）不同操作条件下有不同的污水处理效果,其影响因素是多方面的,条件（1）:进水2min→搅拌+曝气5h→静置沉淀30min→出水30s;条件（2）:进水2min→搅拌+曝气4h→静置沉淀30min→出水30s;条件（3）:进水2min→搅拌2h→搅拌+曝气4h→静置沉淀30min→出水30s。具体表现为COD去除效率:条件（1）>条件（3）>条件（2）;NH4+-N去除效率:条件（3）>条件（1）>条件（2）;TP去除效率:条件（1）>条件（2）>条件（3）;TN去除效率:条件（3）>条件（2）,其中COD和NH4+-N的去除率都能维持在95%左右,TP去除率较不稳定。不同的操作条件下最终污泥浓度也存在差异,具体表现为MLSS与MLVSS:条件（1）>条件（3）>条件（2）,三种条件下均能达到10000mg/L左右污泥浓度。不同操作条件下其混合液指标不同具体表现为DO:条件（3）>条件（2）>条件（1）;ORP:条件（1）>条件（3）>条件（2）;反应器内p H:条件（1）>条件（2）>条件（3）;反应器内温度:条件（1）>条件（2）>条件（3）。（5）加入磁粉后,活性污泥的磁化状态良好,取反应器内的混合液放置于磁铁上进行试验,发现其沉降效果与没有磁铁吸附时差距明显,同样是静置30min,有磁铁的情况下比没有磁铁的情况下污泥界面减少了55.8%,甚至在磁铁上静置5min的效果已经优于自由静置30min的效果,所以可以将静置沉淀澄清的时间缩短到10分钟甚至5分以内,从而可以在保证曝气时间不变的情况下,缩短每个处理周期所需的时间,达到增加处理水量或提高处理效率的效果。
赖腾飞[3]（2021）在《两级SBR工艺对猪场厌氧消化液生物除磷脱氮的研究》文中研究说明目前针对猪场厌氧消化液的生物除磷脱氮处理方面的研究多集中在传统生物除磷脱氮工艺上,此类工艺将硝化细菌和聚磷菌混合培养,使得整体的除磷脱氮效率处于较低水平。而新型生物除磷脱氮工艺将硝化细菌和聚磷菌分开培养,有效提高了除磷脱氮的效率,但是这类工艺目前主要应用在生活污水领域,此类污水的特点与猪场厌氧消化液相差甚远。本研究针对猪场厌氧消化液的处理,将典型的新型生物除磷脱氮工艺——A2N-SBR工艺改进为两级SBR工艺,在通过人工配水模拟厌氧消化液确定了最佳运行参数之后,将实验结果运用至对实际猪场厌氧消化液的处理中,考察实际的处理效能。在用于生物除磷的SBR运行参数的研究中,实验表明:缩短SRT能够提高SBR对磷的去除率,但是过短的SRT会造成活性污泥的流失,因此最佳SRT为10 d;兼顾出水水质和处理效率后,排水比应该控制为30%;当进水碳磷比达到30以上时,继续投加碳源对磷去除的影响较小;生物除磷SBR能比传统除磷工艺更加有效地富集具有除磷效果的微生物,其中聚磷菌Flavobacterium的占比达到4.13%。在用于生物脱氮的SBR运行参数的研究中。实验表明:在10%排水比的条件下进一步降低排水比不能使出水水质明显提高,最佳排水比为10%;进水碳氮比小于4的条件下反应器至少有50.06 mg/L的硝态氮不能被反硝化,出水难以达标;缺氧阶段外加碳源的方式对降低出水总氮非常有效,投加400 mg/L碳源能够使出水总氮降低64.24 mg/L;生物脱氮SBR能够比传统脱氮工艺更加有效地富集具有脱氮效果的微生物,其中反硝化菌Thauera和硝化菌Alcaligenes的占比分别达到68.08%和5.85%。使用两级SBR工艺对实际猪场厌氧消化液进行处理。实验表明:在最佳运行参数以及外加两次碳源的条件下,两级SBR工艺对化学需氧量（COD）、总磷（TP）、氨氮、总氮的去除率分别为85.08%、56.89%、97.48%、96.36%,处理效果均优于传统的除磷脱氮工艺。但是出水的COD和TP无法达到相关标准,需要进行后续处理;运行过程中反应器内剩余碱度高,pH稳定;在氨氮冲击下,除了COD指标外反应器仍然能够保持较好的处理能力。
黄子洪[4]（2021）在《分段进水SBR工艺强化脱氮实验研究》文中研究指明随着我国生态文明建设的大力推进,环境监管力度不断加大,相关污水排放标准日益趋严。传统生物脱氮工艺的局限性和低碳氮比的进水特性,使得现有城市污水处理厂难以实现高效脱氮,因此进行强化生物脱氮污水处理工艺的开发已刻不容缓。本研究将分段进水和SBR（Sequencing Batch Reactor）法相结合构建新型强化生物脱氮工艺,在理论推导的基础上,系统研究了水力停留时间（Hydraulic retention time,HRT）、分段数、A/O（缺氧/好氧）时间比和进水流量分配比等工艺参数对污染物去除影响,优化工艺运行,为实际工程中低碳氮比生活污水的高效脱氮提供理论依据。论文主要研究内容和结果如下:（1）当A/O时间比为1:2,在6 h、7.5 h、9 h这三个不同HRT运行条件下考察水力停留时间对污染物去除效果的影响中发现:不同HRT对COD、NH4+-N去除效果影响较小,对TN影响较大,当HRT为9 h时,TN去除效果最好。（2）理论推导得到最佳分段数为3情况下,在HRT为9h、A/O时间比为1:2工况下分析比较了1、2、3段中污染物去除情况发现:随着分段数的提高,最终在3段时TN去除效果最好,在实际运行中由于缺氧时间较短反硝化不完全和进水碳源利用率低,系统实际TN去除效果未达到理论值。（3）在分段数为3、HRT为9h、流量分配比为6:3:1运行条件下,通过优化A/O时间比发现:通过延长缺氧段时间不仅有利于反硝化过程完全,还有利于强化同步硝化反硝化作用来提高TN去除效果,A/O时间比为2:1时,TN去除效果效果最好,在此基础上调整各段进水流量发现:合理分配每段进水体积能提高缺氧段碳源有效利用率,在流量分配比为5:3:2时,TN去除效果最好。最终得到最优工况为在分段数为3、HRT为9h、A/O时间比为2:1、流量分配比为5:3:2。最优工况运行条件下COD、NH4+-N的降解均符合一级反应动力学方程,系统硝化与反硝化速率与微生物数量有关。
王勇康[5]（2021）在《SBR工艺同步脱氮除磷影响因素的实验研究》文中认为序批式活性污泥法（SBR）是将生物降解、生化反应、沉降、排水集于一个反应器,自控程度高,操作简单,节省构建物。本研究自制了SBR反应器,通过实验,考察了pH值、溶解氧DO、进水有机负荷、碳氮比COD/TN、温度等因素的影响,力求通过调控实现同步脱氮除磷。结果表明,在运行周期6h、pH值7.0～8.5、DO在3～4mg/L的条件下,进水有机负荷COD浓度在250～350 mg/L时,脱氮除磷效果最佳,随着进水有机负荷的提高,脱氮除磷效果变差;C/N增高可提高脱氮除磷效果,但当C/N达到10以后,有机碳源己不是脱氮除磷的限制性因素;反应温度大于23℃时,去除效果较佳,COD、NH4+-N、TN及TP的去除率分别为94%、98%、91%、99%。通过温度因素影响下微生物群落分析表明:拟杆菌Bacteroidetes（41.3%～48.9%）、变形菌Proteobacteria（38.4%～45.0%）和绿弯菌Chloroflexi（2.1%～4.9%）是SBR工艺同步脱氮除磷的优势菌群,提高温度能够有效改善优势菌种的组成,从而提高污水处理效果。为了探究序批式活性污泥法（SBR）工艺处理实际生活污水的效果,取高校园区学生生活区的实际水样,采用悬浮填料辅助强化SBR工艺进行实验研究,结果表明:添加悬浮填料对水中COD的去除有较大影响,投料比以25%为宜,水力停留时间（HRT）对辅助强化SBR工艺去除COD、TN、TP、NH4+-N的影响较大,当HRT为12h时,反应器厌氧段4h、好氧段时长4h、缺氧段时长2h,具有较强脱氮除磷能力,在最佳的工艺运行条件下,出水COD、TN、TP、NH4+-N、SS、动植物油类分别为37.5、16、0.3、1.3、6、0.2 mg/L。对活性污泥微生物群落分析表明:拟杆菌Bacteroidetes（48.3%）、变形菌Proteobacteria（39.2%）和绿弯菌Chloroflexi（3.0%）是悬浮填料辅助强化SBR工艺处理实际生活污水脱氮除磷的优势菌群。通过对活性污泥进行微生物结构群落,为城镇污水处理厂处理生活污水的脱氮除磷研究提供理论基础和技术指导。
程晓蕾[6]（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》文中研究表明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]
陈柱良[7]（2020）在《SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水》文中指出当前,由于我国城市的发展以及工业化进程的加快,皮革制品已经成为人们生活中必不可少的一部分。在制革工业的快速发展的过程中,产生了大量的含铬制革废水,若这些废水未经处理排入自然界中,将会对生态环境和人类健康造成严重影响。因此,这些废水亟需进行有效的处理。利用序批式活性污泥法（SBR）处理含铬制革废水时,虽然可以对废水中的大量污染物实现高效降解;但反应器内部活性污泥六价铬冲击后,其对废水中的污染物降解效率下降,导致出水中仍然含有一定浓度的污染物。正渗透（FO）工艺作为一种新型的膜分离技术,其具有低能耗、低膜污染趋势等特点;其已被广泛应用于海水淡化、重金属废水处理、城市污水处理等领域。但FO工艺在长期处理工业废水的过程中,会使膜表面产生较为严重的膜污染,从而导致水通量下降、膜清洗频率增加以及膜寿命的减少,因此若利用FO工艺处理工业废水时需对其膜污染进行控制。本研究尝试将SBR工艺与FO工艺相结合,形成SBR-FO耦合工艺用于处理含铬制革废水。该耦合工艺利用FO工艺作为SBR工艺的深度处理,提高了SBR工艺的出水水质;同时SBR工艺作为前处理设施,可以对废水中大量的污染物进行降解,从而缓解后续FO工艺的膜污染。本研究主要考察了SBR工FO工艺以及SBR-FO耦合工艺在处理含铬制革废水过程中的除污效能;以及在含铬制革废水长期冲击下,SBR-FO耦合工艺内部活性污泥各项特性变化对FO膜水通量与膜污染的影响。主要结论如下:（1）利用SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水进行处理时,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,其对NH4+-N的去除效率始终维持在85%以上;对废水中的COD、正磷酸盐以及六价铬的去除效率随着进水六价铬浓度提高,均维持在95%以上,相比SBR工艺以及FO工艺对含铬制革废水的处理效率均有较大提高。（2）在SBR-FO耦合工艺的运行过程中,随着进水六价铬含量从0逐渐增加至40mg/L,活性污泥的MLSS和SOUR值均呈逐渐下降趋势,SVI值呈逐渐上升趋势。这导致后续FO工艺原料液中存在有少量活性污泥絮体以及少量污染物,进而造成了不可避免的膜污染。通过水通量测试以及对膜表面SEM分析发现,耦合工艺相比FO工艺单独处理含铬制革废水而言,耦合工艺中膜表面的污垢层相对较薄,其结构较为松散,对水通量影响相对较小,导致耦合工艺废水回收利用效率高于FO工艺。综上所述,SBR-FO耦合工艺对含铬制革废水的处理效果相比SBR工艺以及FO工艺均有较大提升;此外其在水回收利用效率以及膜污染趋势上也优于FO工艺,可为实际含铬制革废水处理提供依据。
黄七梅[8]（2020）在《SBR工艺处理生活污水运行特性研究》文中指出随着我国城镇化的不断推进,城市的污水排放量不断增加,对其采取有效的处理对我国的环境保护意义重大。以活性污泥为代表的生物处理工艺以高效低耗的优势被广泛用于生活污水的处理,并已成为污水生物处理的研究热点和发展方向。本论文对现有SBR反应器装置进行改进,对改进后工艺进行性能研究,主要研究该SBR工艺启动过程运行特性;考察了不同进水p H值及循环上流速度对其运行效果的影响;以及反应器对污水中阴离子表面活性剂的降解特性;通过PLFA分析法,对接种污泥驯化前后的微生物群落结构进行研究,探究功能性微生物特征、微生物群落结构变化与工艺处理效果的关系。主要得出以下结论:（1）为了使反应器具有稳定良好的处理效果,采用人工配置模拟的生活污水为原水对污泥进行驯化,驯化后泥絮体结构密实,表面附着大量球形菌,并且絮体孔隙发达,污泥达到成熟状态,此时COD去除效率可达94%,TN、NH4+-N、TP的去除率分别可达为88.2%、86.9%、63.8%,对TN的去除率比传统工艺提高了21.2%。（2）优化工艺运行参数能够进一步提高反应器的处理效果,因此本试验重点考察了不同进水p H值和循环上流速度对工艺的影响,结果表明,随着进水p H值的升高SBR反应器对污染物的去除效率有所提升,p H值为8.0时,处理效果最佳,COD出水浓度低至20mg/L;TP的去除率由57%升高至69%。循环上流速度对COD及TP的去除效果影响不显着。（3）为了进一步考察SBR反应器的处理能力,将实际生活污水作为原水进行研究,经过为期30天的运行跟踪监测,随着微生物对实际生活污水的环境的逐渐适应,对污染物的去除效果逐渐提升,最终趋于稳定,SBR反应器对COD、TN、NH4+-N及TP的去除率分别达88%、70%、68%及45%,说明了污泥中的微生物已具备较高的活性以及耐冲击能力。（4）探究了SBR反应器对典型污染物阴离子表面活性剂的降解特性,结果表明,SBR反应器对阴离子表面活性剂的去除具有良好的效果,降解率可达81.3%,与吸附法处理技术相比去除率提高了7.9%,降解前2h主要以吸附为主,2h后以生物降解为主。（5）研究了接种前后活性污泥中PLFA含量变化情况,共检测到C14到C20共计22种PLFAs。分别为饱和脂肪酸、单不饱和脂肪酸、多不饱和脂肪酸以及支链脂肪酸。饱和脂肪酸经过驯化后含量有所升高,在SBR工艺中其占总PLFAs含量的25.58%。单不饱和脂肪酸是污泥中含量最丰富的脂肪酸种类,但在SBR反应器中经过驯化后其含量有所降低,而多不饱和脂肪酸的含量基本维持不变,其占总PLFAs含量分别为31.86%、3.67%,并且i15:1ω4、16:1ω6c、17:1ω6、18:1ω8c和20:5ω2c、20:5ω3c经驯化后消失。支链脂肪酸经过驯化后其含量大幅度提高,在SBR反应器中占总PLFAs含量的15.30%,同时污泥被驯化产生了新的脂肪酸10Me17:0,即有适应反应器环境的新微生物出现。（6）对接种污泥和稳定运行后污泥微生物群落特征进行分析,研究得出,革兰氏阳性菌、好氧细菌及甲烷氧化菌在微生物群落组成中占主导地位。甲烷氧化菌在污泥驯化后含量降低,但是该类菌落在驯化前后的所占比例都是最大的,其相对含量在24.99%～38.23%范围内,说明甲烷氧化菌在工艺过程中对污染物的去除起着重要作用。好氧细菌经驯化后占比明显提高,相对含量由原来的17.41%升高至23.86%,说明驯化的污水条件有利于好氧微生物的繁殖生长成为优势菌种。革兰氏阳性菌的变化趋势与好氧细菌相同,含量由原来的4.08%升高至8.20%。厌氧细菌、原生动物、脱硫叶菌含量都有所升高,真菌含量基本维持恒定,革兰氏阴性菌、硫酸盐还原细菌、嗜压/嗜冷细菌在SBR工艺的运行环境中受到抑制,最后被优势菌种所替代。
马祥[9]（2020）在《SBR/OSA污泥减量工艺中内源呼吸的动力学参数研究》文中认为随着污水处理技术的不断发展,大量的剩余污泥如何处理成为新的研究热点,OSA（Oxic-Settling-Anaerobic）作为一种有着巨大应用前景的污泥减量工艺受到广泛关注。本论文将SBR与OSA工艺组合为SBR/OSA工艺,并对SBR/OSA工艺的污泥减量效果、动力学参数、曝气过程以及内源呼吸过程进行分析,探究SBR/OSA工艺污泥减量机理。研究以SBR工艺为对照组,SBR/OSA工艺为实验组,考察了两种工艺在稳定运行180天中的出水水质与剩余污泥排放量,分析了 SBR/OSA工艺的污泥减量效果。从内源呼吸理论出发,分析了 SBR与SBR/OSA工艺的动力学参数和内源呼吸过程的差异,并结合两种工艺曝气过程氧气利用情况,综合探究SBR/OSA工艺污泥减量的内在原因。研究结果表明:（1）SBR与SBR/OSA工艺运行较为稳定,出水水质基本达到一级A标准。其中对照组SBR工艺污泥表观产率为0.202gMLSS/gCOD,实验组SBR/OSA工艺污泥表观产率为0.1324gMLSS/gCOD,实验组对比对照组污泥减量达34.46%,说明SBR/OSA工艺可以在不影响出水水质情况下实现污泥减量。（2）利用呼吸计量法测得SBR与SBR/OSA工艺在25℃时异养菌产率系数YH与最大比增长速率μmax没有明显差异,但是SBR/OSA工艺的污泥衰减系数bH比SBR工艺增长20%。进一步测定发现15℃时SBR/OSA工艺的污泥衰减系数bH 比 SBR工艺增长40%,由此可以确定SBR/OSA工艺较大的污泥衰减系数是污泥减量的主要原因。（3）SBR与SBR/OSA工艺在相同进水成分及运行参数情况下,曝气过程中异养菌与自养菌对氧气的利用情况却有明显差异,SBR/OSA工艺相比于SBR工艺异养菌利用氧气比例下降,自养菌利用氧气比例上升,说明SBR/OSA工艺可能由于厌氧污泥回流造成了反应器内异养菌与自养菌比例发生变化,使得异养菌比例下降,自养菌比例上升。（4）SBR与SBR/OSA工艺活性污泥进入内源呼吸时间虽然相同,但是SBR/OSA工艺活性污泥内源呼吸阶段持续时间更长,异养菌与自养菌在内源呼吸阶段不可恢复的部分更多,说明SBR/OSA工艺有更多微生物在此阶段衰亡了,导致SBR/OSA工艺有较大的污泥衰减系数。（5）SBR与SBR/OSA工艺活性污泥中异养菌与自养菌虽然进入内源呼吸时间相同,但异养菌在缺乏基质条件下可以利用自养菌衰减死亡部分维持自身生命活动,且异养菌中可恢复部分大于自养菌,说明异养菌比自养菌抗饥饿能力更强。（6）SBR与SBR/OSA工艺以呼吸比例表征的内源呼吸过程验证了曝气过程所得结论,SBR/OSA工艺由于厌氧污泥回流改变了活性污泥中微生物比例,使得异养菌比例下降自养菌比例上升,说明SBR/OSA工艺活性污泥中含有更大比例的自养菌。自养菌在缺乏基质情况下更加脆弱容易发生衰亡,致使SBR/OSA工艺污泥衰减更加剧烈。本研究通过对SBR与SBR/OSA工艺动力学参数、曝气过程与内源呼吸过程深入研究发现SBR/OSA工艺由于活性污泥菌种比例的改变及更大的污泥衰减系数共同导致了 SBR/OSA工艺污泥减量现象。
朱强[10]（2020）在《模拟SBR工程参数运行VOCs的排放量及估算研究》文中进行了进一步梳理本文基于SBR工艺,通过模拟污水处理厂生化池高度,改变不同的温度、进水pH、进水有机物浓度和曝气强度对典型生活污水进行处理,探讨在不同条件下污染物的去除情况。在保证出水水质的前提下,研究分析SBR工艺运行的进水搅拌、曝气、加水搅拌、静置沉淀和出水五个阶段以及SBR整个系统VOCs的逸散量影响因素。同时分析系统VOCs的逸散量和影响因素之间的相关性,判断主要影响因素,并对其进行线性回归分析,获得线性回归方程。主要的研究结果如下:（1）在温度25℃,pH值7.0,进水有机物浓度250mg·L-1,曝气强度800ml·min-1时,系统正常运行条件下,VOCs的逸散量相对稳定,误差在5%以内,系统逸散量约为45.3 mg·m-3·d-1。SBR工艺处理生活污水时,曝气阶段排放量最大,且VOCs的逸散浓度总是在曝气阶段的开始先急剧上升后又快速下降,随着反应时间的延长逐渐趋于稳定,各阶段排放大小大致为:曝气阶段>进水搅拌>加水搅拌>出水>静置。（2）温度对反应器的去除效能和VOCs的逸散量均有显着影响。在温度为5℃左右时,污染物的去除效果较差,在温度上升到15℃以后,出水水质有明显的改善。在曝气阶段VOCs逸散浓度的峰值和稳定值随着温度的升高而升高,但到达峰值和稳定值的时间却随温度的升高而缩短。非曝气处理阶段中的进水搅拌和二次加水搅拌随温度的升高,VOCs的逸散量明显增加。而静置沉淀和出水两个阶段VOCs的逸散量在25℃时最低;当温度到达35℃之后,系统VOCs的逸散量逐渐趋于稳定,并进行回归分析,得到相关系数R=0.970,属于极强相关,回归方程M=0.757T+25.829,其中调整R2=0.938,说明线性回归方程拟合程度较好。（3）系统NH4+-N和TN的去除率受进水pH的影响较大,在pH值为6-8时,随pH值的增大而提高,在pH值为8-9时,去除率随pH值的增大而降低。在曝气阶段VOCs的逸散浓度和逸散量变化差异随进水pH值的变化不明显,在曝气开始7-8min左右VOCs的逸散浓度到达峰值,峰值在2864-3099μg·m--3左右,在45min-60min左右逐渐趋于稳定,稳定值在1406-1513 μg·m-3;在pH值为7时,VOCs逸散浓度的峰值和稳定值最低,该工况下曝气阶段VOCs的逸散量为40.18mg·m-3·d-1;非曝气阶段VOCs的逸散量变化趋势和曝气阶段一致。在pH值为7时,各阶段VOCs排放量最小。对其进行单因素回归分析得到进水pH与系统VOCs逸散量的相关系数R=-0.633,属于强相关,回归方程为M=-0.648X+51.043,调整R2=0.280,说明该线性回归方程拟合效果较差。（4）随着原水有机物浓度的提高,SBR反应器内水质得到改善,但VOCs的逸散量却随之增加。TN受进水有机物浓度的影响较大,在进水有机物浓度在150mg·L-1时,TN的去除率仅为63%,随着进水有机物浓度的提高,TN去除率最高达81.12%。在曝气阶段,VOCs的逸散浓度和逸散量随进水有机物浓度的增加而增大,到达逸散浓度峰值和稳定值的时间随着进水有机物浓度的增大而延后,在进水COD浓度在250-450 mg·L-1时,VOCs的逸散量增加幅度变缓。非曝气阶段VOCs的逸散总量随进水有机物浓度的增加而增加,其中进水搅拌阶VOCs的逸散量变化较为明显,当进水有机物浓度每升高100 mg·L-1,该阶段逸散总量提高18%-21%左右。对其进行单因素线性回归分析,得到相关系数R=0.987,属于极强相关,回归方程为M=0.098n+18.910,调整R2=0.969,说明该线性拟合效果较好。（5）曝气强度在600-800 mL·min-1时,NH4+-N、TN和TP的去除率上升比较明显,当曝气强度为1200mL·min-1时,NH4+-N和COD的去除率无明显变化,而TN去除率却有所下降,下降了 4.08%。曝气强度的变化对曝气阶段VOCs的影响较为明显,在曝气阶段,随曝气强度的增加,VOCs逸散浓度的峰值和稳定值随之增加,但到达峰值和稳定值的时间随之缩短。在曝气强度分别为600、800、1000和1200mL ·min-1时,VOCs逸散浓度的峰值分别在8、6、5、4min时到达峰值,峰值浓度为2357、2883、3426和4087μg·m3;然而曝气强度的变化对非曝气阶段影响不大,总体上随着曝气强度的增加而减少。对其进行单因素线性回归分析,得到相关系数R=0.997,属于极强相关,回归方程为M=0.066q-8.574,调整R2=0.993,说明该线性拟合效果较好。（6）利用SPSS软件对其进行多因素线性回归分析,得出相关系数R=0.980,属于极强相关,其中Durbin-Watson诊断为1.292<2,说明该模型存在一定的正自相关。温度、进水有机物浓度和曝气强度对系统VOCs的逸散量影响显着,其显着性水平Sig=0.000<0.05,而pH对系统VOCs的逸散量影响不显着,回归方程为M=0.752T+0.061X+0.091n+0.064q-48.647,调整R2=0.957,说明该线性回归方程拟合效果较好。
二、SBR的工艺特点分析（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、SBR的工艺特点分析（论文提纲范文）
（1）序批式活性污泥工艺系统处理畜禽养殖废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 畜禽养殖废水的特征与危害 |
| 1.2.1 畜禽养殖废水特征 |
| 1.2.2 畜禽养殖废水危害 |
| 1.3 畜禽养殖废水的处理技术 |
| 1.3.1 物理处理法 |
| 1.3.2 物理-化学处理法 |
| 1.3.3 生物处理法 |
| 1.4 SBR工艺概述及其在畜禽养殖废水处理中的应用 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 反应器启动阶段的性能分析 |
| 1.5.2 进水负荷对SBR反应器处理性能的影响 |
| 1.5.3 进水负荷对SBR反应器污泥活性的影响 |
| 1.5.4 进水负荷对SBR反应器微生物群落结构的影响 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置与运行 |
| 2.2.1 反应器的搭建与运行 |
| 2.2.2 污泥的来源及实验用水 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 反应器出水水质 |
| 2.3.2 典型周期实验 |
| 2.3.3 污泥生物除磷活性序批实验 |
| 2.3.4 微生物多样性和群落结构 |
| 3.进水负荷对SBR反应器处理性能的影响 |
| 3.1 运行参数和进水水质特征 |
| 3.1.1 活性污泥的驯化 |
| 3.1.2 污泥浓度 |
| 3.1.3 运行参数 |
| 3.1.4 进水条件 |
| 3.2 反应器不同阶段的各污染物去除效果 |
| 3.2.1 反应器不同阶段的sCOD去除效果 |
| 3.2.2 反应器不同阶段的磷去除效果 |
| 3.2.3 反应器启动阶段的氮去除效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.进水负荷对SBR反应器污泥活性的影响 |
| 4.1 进水负荷对反应器典型周期内污染物去除效果的分析 |
| 4.1.1 进水负荷对反应器典型周期内sCOD去除效果的影响 |
| 4.1.2 进水负荷对反应器典型周期内磷去除效果的影响 |
| 4.1.3 进水负荷对反应器典型周期内氮去除效果的影响 |
| 4.2 进水负荷对污泥活除磷性的影响及反应动力学分析 |
| 4.2.1 乙酸钠为碳源时污泥活性及反应动力学分析 |
| 4.2.2 丙酸钠为碳源时污泥除磷活性及反应动力学分析 |
| 4.3 进水负荷对污泥可溶性微生物产物和胞外聚合物的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 进水负荷对SBR反应器微生物群落结构的影响 |
| 5.1 操作分类单元(ASV)划分与差异性 |
| 5.2 微生物群落Alpha多样性分析 |
| 5.3 种群结构分析 |
| 5.3.1 细菌在门水平上的分布 |
| 5.3.2 细菌在纲水平上的分布 |
| 5.3.3 细菌在目水平上的分布 |
| 5.3.4 细菌在科水平上的分布 |
| 5.3.5 细菌在属水平上的分布 |
| 5.4 脱氮除磷功能性细菌分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
（2）磁化活性污泥特性试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市污水基本处理工艺简介 |
| 1.3 活性污泥法简介 |
| 1.3.1 活性污泥法的产生以及发展 |
| 1.3.2 活性污泥法的污水处理过程 |
| 1.3.3 活性污泥法存在的问题 |
| 1.3.4 活性污泥法等污水处理技术的展望 |
| 1.4 课题的提出以及研究意义 |
| 1.4.1 磁技术在水处理中的应用 |
| 1.4.2 磁化活性污泥法国内外研究现状 |
| 1.4.3 磁化活性污泥法简介 |
| 1.4.4 磁化活性污泥法与其他传统工艺的对比 |
| 1.5 试验设计与准备 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 试验装置及方法 |
| 2.1 烧杯-量筒沉降试验 |
| 2.1.1 试验简介 |
| 2.1.2 试验所需器材 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 磁化SBR工艺试验 |
| 2.2.1 试验所用污水 |
| 2.2.2 试验接种污泥 |
| 2.2.3 试验装置操作条件 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 2.2.5 化验分析项目以及方法 |
| 2.2.6 试验所用主要药品 |
| 2.2.7 磁粉参数 |
| 第三章 磁化活性污泥烧杯-量筒沉降试验研究 |
| 3.1 试验结果及讨论 |
| 3.2 试验分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 磁化SBR工艺的特性研究 |
| 4.1 不同粒径磁粉的对比、选择以及磁粉投加量的确定 |
| 4.1.1 不同粒径磁粉对COD去除率的影响 |
| 4.1.2 不同磁粉对NH_4~+-N去除率的影响 |
| 4.1.3 不同磁粉对TP去除率的影响 |
| 4.1.4 不同磁粉MLSS、MLVSS、SV_(30)以及SVI的影响 |
| 4.1.5 不同磁粉试验期间DO、ORP、反应器内pH以及温度的变化 |
| 4.1.6 磁粉的选择 |
| 4.1.7 磁化SBR工艺中磁粉投加量对污水处效果的影响 |
| 4.2 传统SBR 工艺与磁化SBR 工艺的对比研究 |
| 4.2.1 两种工艺对COD去除效果的对比 |
| 4.2.2 两种工艺对NH_4~+-N去除效果的对比 |
| 4.2.3 两种工艺对TP去除效果的对比 |
| 4.2.4 两种工艺对TN去除效果的对比 |
| 4.2.5 两种工艺对MLSS、MLVSS、SV_(30)以及SVI的影响 |
| 4.3 不同操作条件下对污水处理效果的影响 |
| 4.3.1 不同操作条件对COD去除率的影响 |
| 4.3.2 不同操作条件对NH_4~+-N去除率的影响 |
| 4.3.3 不同操作条件对TP去除率的影响 |
| 4.3.4 不同操作条件对NO_3--N含量变化的影响 |
| 4.3.5 不同操作条件对TN去除率的影响 |
| 4.3.6 不同操作条件对MLSS、MLVSS、SV_(30)以及SVI的影响44 |
| 4.3.7 不同操作条件下试验期间DO、ORP、pH以及温度的变化 |
| 4.4 磁化SBR工艺中污泥磁化状态研究 |
| 4.5 磁化SBR工艺试验期间遇到的问题以及解决办法 |
| 4.5.1 问题简述 |
| 4.5.2 问题的解决 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 试验结论以及建议 |
| 5.1 试验结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及科研工作 |
| 致谢 |
（3）两级SBR工艺对猪场厌氧消化液生物除磷脱氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物除磷脱氮的研究现状 |
| 1.2.1 生物除磷脱氮原理 |
| 1.2.2 生物除磷脱氮工艺的研究现状 |
| 1.3 猪场厌氧消化液的生物除磷脱氮研究现状 |
| 1.3.1 猪场废水的处理过程 |
| 1.3.2 猪场厌氧消化液的生物除磷脱氮工艺 |
| 1.3.3 猪场厌氧消化液的生物法的处理难点 |
| 1.3.4 A2N-SBR处理猪场厌氧消化液存在的问题 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的及研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验用水 |
| 2.2.1 人工配水水质 |
| 2.2.2 实际猪场厌氧消化液水质 |
| 2.3 实验污泥 |
| 2.4 实验材料 |
| 2.5 测试指标与方法 |
| 2.6 运行方案 |
| 2.6.1 生物除磷SBR |
| 2.6.2 生物脱氮SBR |
| 第3章 用于生物除磷的SBR运行参数研究 |
| 3.1 生物除磷SBR的启动 |
| 3.1.1 生物除磷SBR启动过程中SRT的调整 |
| 3.1.2 污泥的变化 |
| 3.1.3 主要污染物的变化 |
| 3.2 排水比对生物除磷SBR主要污染物去除的影响 |
| 3.2.1 排水比对TP去除的影响 |
| 3.2.2 排水比对COD去除的影响 |
| 3.2.3 排水比对硝态氮和亚硝态氮的影响 |
| 3.3 进水碳磷比对磷去除的影响 |
| 3.4 生物除磷SBR中的微生物群落结构分析 |
| 3.4.1 微生物种群丰度和多样性分析 |
| 3.4.2 微生物群落结构与功能分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 用于生物脱氮的SBR运行参数研究 |
| 4.1 生物脱氮SBR的启动 |
| 4.1.1 生物脱氮SBR启动过程中排水比的调整 |
| 4.1.2 主要污染的变化 |
| 4.2 进水碳氮比对生物脱氮SBR中污染物去除的影响 |
| 4.2.1 碳氮比对硝态氮和亚硝态氮去除的影响 |
| 4.2.2 碳氮比对TN去除的影响 |
| 4.3 缺氧阶段外加碳源对反硝化的影响 |
| 4.3.1 硝态氮和亚硝态氮的变化 |
| 4.3.2 TN的变化 |
| 4.3.3 COD的变化 |
| 4.4 生物脱氮SBR中的微生物群落结构分析 |
| 4.4.1 微生物种群丰度和多样性分析 |
| 4.4.2 微生物群落结构与功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 两级SBR工艺用于实际猪场厌氧消化液处理的研究 |
| 5.1 两级SBR工艺的运行参数 |
| 5.1.1 生物除磷SBR反应器的运行参数 |
| 5.1.2 生物脱氮SBR反应器的运行参数 |
| 5.2 外加碳源对两级SBR工艺中污染物去除的影响 |
| 5.2.1 进水外加碳源对生物除磷SBR中TP去除的影响 |
| 5.2.2 缺氧阶段外加碳源对TN去除的影响 |
| 5.3 两级SBR工艺处理猪场厌氧消化液的效能 |
| 5.3.1 对COD的去除效能 |
| 5.3.2 对TP的去除效能 |
| 5.3.3 对氨氮的去除效能 |
| 5.3.4 硝态氮和亚硝态氮的变化 |
| 5.3.5 对SS的去除效能 |
| 5.3.6 混合液的碱度变化 |
| 5.3.7 混合液的pH变化 |
| 5.4 氨氮冲击对两级SBR工艺的影响 |
| 5.4.1 水质调控 |
| 5.4.2 主要污染物的变化 |
| 5.4.3 pH和碱度的变化 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）分段进水SBR工艺强化脱氮实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮除磷基本原理及新进展 |
| 1.2.1 生物脱氮除磷基本原理 |
| 1.2.2 生物脱氮新进展 |
| 1.3 污水生物脱氮工艺的发展 |
| 1.3.1 A/O法 |
| 1.3.2 A~2/O工艺 |
| 1.3.3 UCT工艺 |
| 1.3.4 MUCT工艺 |
| 1.4 分段进水工艺研究进展 |
| 1.4.1 分段进水的原理 |
| 1.4.2 分段进水存在的问题 |
| 1.4.3 SBR工艺原理及特点 |
| 1.4.4 分段进水SBR工艺优点 |
| 1.4.5 分段进水SBR工艺影响因素 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验用水与污泥接种 |
| 2.2 试验仪器与分析方法 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 第3章 SBR脱氮水力停留时间优化 |
| 3.1 试验运行方案 |
| 3.2 试验条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同的水力停留时间对COD去除效果的影响 |
| 3.3.2 不同的水力停留时间对氨氮去除效果的影响 |
| 3.3.3 不同的水力停留时间对NO_3~--N去除效果的影响 |
| 3.3.4 不同的水力停留时间对总氮去除效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 分段进水SBR工艺理论推导与实际运行 |
| 4.1 分段数推导 |
| 4.2 A/O时间比的推导 |
| 4.3 试验运行 |
| 4.3.1 运行条件 |
| 4.3.2 不同分段数对COD去除性能的影响 |
| 4.3.3 不同分段数对NH_4~+-N去除性能的影响 |
| 4.3.4 不同分段数对NO_3~--N去除性能的影响 |
| 4.3.5 不同分段数对TN去除性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 分段进水SBR工艺条件优化 |
| 5.1 试验运行方案 |
| 5.2 试验条件 |
| 5.3 A/O时间比对分段进水SBR工艺处理废水污染物的影响 |
| 5.3.1 不同A/O时间比对COD去除特性的影响 |
| 5.3.2 不同A/O时间比对NH_4~+-N去除特性的影响 |
| 5.3.3 不同A/O时间比对NO_3~--N去除特性的影响 |
| 5.3.4 不同A/O时间比对TN去除特性的影响 |
| 5.4 不同流量分配比对分段进水SBR工艺脱氮效果的影响 |
| 5.4.1 不同流量分配比下COD的去除效果 |
| 5.4.2 不同流量分配比下NH_4~+-N的去除效果 |
| 5.4.3 不同流量分配比对NO_3~--N的去除效果 |
| 5.4.4 不同流量分配比下TN的去除效果 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 最优工况下COD、NH_4~+-N降解动力学及脱氮速率研究 |
| 6.1 降解动力学研究 |
| 6.1.1 COD降解动力学研究 |
| 6.1.2 NH_4~+-N降解动力学研究 |
| 6.2 系统脱氮速率研究 |
| 6.2.1 好氧硝化速率研究 |
| 6.2.2 反硝化速率研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）SBR工艺同步脱氮除磷影响因素的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究的目的与意义 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 课题的来源 |
| 1.1.3 课题研究的目的与意义 |
| 1.2 生物脱氮除磷原理及研究进展 |
| 1.2.1 生物脱氮机理 |
| 1.2.2 生物脱磷机理 |
| 1.3 同步脱氮除磷工艺的研究现状 |
| 1.3.1 连续流生物脱氮除磷工艺 |
| 1.3.2 序批式(SBR)脱氮除磷工艺 |
| 1.4 SBR工艺的基本原理及研究进展 |
| 1.4.1 SBR工艺的基本原理及优点 |
| 1.4.2 SBR工艺同步生物脱氮除磷研究进展 |
| 1.5 课题研究的主要内容与技术路线 |
| 1.5.1 技术路线 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 装置设计与实验方法 |
| 2.1.1 实验装置与设备 |
| 2.1.2 实验用水与种泥来源 |
| 2.1.3 检测项目及检测方法 |
| 2.2 微生物群落分析方法 |
| 2.2.1 污泥留样 |
| 2.2.2 高通量测序 |
| 2.3 SBR工艺运行状况和因素的调控 |
| 2.3.1 有机负荷的调控 |
| 2.3.2 pH值的调控 |
| 2.3.3 DO的调控 |
| 2.3.4 温度的调控 |
| 2.3.5 COD/TN的调控 |
| 3 SBR工艺同步脱氮除磷影响因素的实验研究 |
| 3.1 SBR同步脱氮除磷反应器的效能 |
| 3.1.1 COD的去除 |
| 3.1.2 NH_4~+-N和 TN去除 |
| 3.1.3 TP的去除 |
| 3.2 一个典型循环周期内各指标变化 |
| 3.3 有机负荷对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.3.1 COD的去除 |
| 3.3.2 NH_4~+-N和 TN的去除效果 |
| 3.3.3 TP的去除效果 |
| 3.4 pH值对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.4.1 COD的去除效果 |
| 3.4.2 NH_4~+-N和 TN的去除 |
| 3.4.3 TP的去除效果 |
| 3.5 溶解氧(DO)对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.5.1 COD的去除效果 |
| 3.5.2 NH_4~+-N和 TN的去除效果 |
| 3.5.3 TP浓度变化 |
| 3.6 碳氮比(C/N)对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.6.1 COD的去除效果 |
| 3.6.2 NH_4~+-N和 TN的去除效果 |
| 3.6.3 TP浓度变化 |
| 3.7 温度对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.7.1 COD的去除效果 |
| 3.7.2 NH_4~+-N和 TN的去除效果 |
| 3.7.3 TP的去除效果 |
| 3.7.4 微生物群落结构的研究 |
| 3.8 悬浮填料对SBR工艺同步脱氮除磷的影响 |
| 3.8.1 试验填料的选择 |
| 3.8.2 悬浮填料投配率的确定 |
| 3.8.3 COD的去除 |
| 3.8.4 NH_4~+-N和 TN的去除 |
| 3.8.5 TP的去除 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 悬浮填料强化SBR工艺处理校园实际生活污水实验研究 |
| 4.1 COD的去除效果 |
| 4.2 氮的去除效果 |
| 4.3 对磷的去除 |
| 4.4 微生物群落结构分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.结论 |
| 攻读学位期间参加的科研项目及发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（6）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 |
（7）SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水概述 |
| 1.1.1 含Cr(Ⅵ)制革废水的来源及危害 |
| 1.1.2 含Cr(Ⅵ)制革废水的处理方法 |
| 1.2 SBR工艺的研究概述 |
| 1.2.1 SBR工艺介绍 |
| 1.2.2 SBR工艺在含铬制革废水处理中的应用 |
| 1.3 正渗透(FO)膜分离技术对SBR工艺深度处理研究概述 |
| 1.3.1 FO膜分离技术介绍 |
| 1.3.2 FO工艺应用于活性污泥法的深度处理研究概述 |
| 1.4 SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水研究 |
| 1.5 本课题研究的内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 本课题研究的内容 |
| 1.5.2 本课题研究的意义 |
| 1.5.3 本课题研究的技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.2 SBR工艺实验 |
| 2.2.1 SBR实验装置 |
| 2.2.2 SBR工艺运行工况 |
| 2.2.3 SBR工艺进水水质 |
| 2.3 FO工艺实验 |
| 2.3.1 FO实验装置 |
| 2.3.2 正渗透膜 |
| 2.3.3 汲取剂 |
| 2.3.4 正渗透工艺的运行工况及进水水质 |
| 2.3.5 正渗透工艺出水提取方法 |
| 2.4 SBR-FO组合系统的运行 |
| 2.5 试验分析项目与分析方法 |
| 2.5.1 常规分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2 活性污泥分析指标以及分析方法 |
| 2.5.2.1 胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.5.2.2 EPS中多糖的测定 |
| 2.5.2.3 EPS中蛋白质的测定 |
| 2.5.2.4 活性污泥含铬元素测定 |
| 2.5.2.5 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.5.3 膜污染分析指标以及分析方法 |
| 2.5.3.1 膜通量的测定 |
| 2.5.3.2 正渗透膜SEM分析 |
| 第三章 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1 SBR工艺除污效能研究 |
| 3.1.1 SBR工艺对NH4+-N去除效果与分析 |
| 3.1.2 SBR工艺对COD去除效果与分析 |
| 3.1.3 SBR工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 3.1.4 SBR工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 正渗透工艺除污效能与膜污染研究 |
| 4.1 FO工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 4.2 FO工艺对COD去除效果与分析 |
| 4.3 FO工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 4.4 FO工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 4.5 FO过程膜通量变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 SBR+FO耦合工艺除污效能研究 |
| 5.1 SBR-FO耦合工艺对NH_4~+-N去除效果与分析 |
| 5.2 SBR-FO耦合工艺对COD去除效果与分析 |
| 5.3 SBR+FO耦合工艺对正磷酸盐去除效果与分析 |
| 5.4 SBR+FO耦合工艺对铬(Ⅵ)去除效果与分析 |
| 5.5 SBR+FO耦合工艺膜通量变化分析 |
| 5.6 SBR-FO工艺SEM分析 |
| 5.6.1 活性污泥SEM分析 |
| 5.6.2 正渗透膜SEM分析 |
| 5.7 SBR-FO工艺活性污泥性质分析 |
| 5.7.1 活性污泥MLSS变化情况分析 |
| 5.7.2 活性污泥容积指数变化情况分析 |
| 5.7.3 活性污泥比耗氧速率变化情况分析 |
| 5.7.4 活性污泥粒径变化分析 |
| 5.7.5 活性污泥EPS含量变化分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）SBR工艺处理生活污水运行特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水处理工艺研究概况 |
| 1.2.1 污水处理工艺的基本分类 |
| 1.2.2 生物除碳过程 |
| 1.2.3 生物脱氮除磷技术 |
| 1.2.4 污水处理工艺介绍 |
| 1.3 SBR工艺研究进展 |
| 1.3.1 国外研究现状 |
| 1.3.2 国内研究现状 |
| 1.3.3 传统活性污泥法与SBR工艺的区别 |
| 1.3.4 SBR工艺运行影响因素 |
| 1.4 微生物群落结构分析技术 |
| 1.4.1 PLFA技术发展史 |
| 1.4.2 PLFA技术的优势与不足 |
| 1.5 本论文研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验装置设计与流程 |
| 2.1.1 试验装置设计与改进 |
| 2.1.2 试验装置与工艺流程 |
| 2.2 污泥来源 |
| 2.3 试验用水 |
| 2.4 主要试剂及试验仪器 |
| 2.4.1 主要药品和试剂 |
| 2.4.2 主要仪器和设备 |
| 2.5 分析项目及检测方法 |
| 2.5.1 常规水质指标检测 |
| 2.5.2 扫描电子显微镜观察颗粒污泥微观结构 |
| 2.5.3 高效液相色谱法定量分析SDBS含量 |
| 2.5.4 紫外光谱分析混合液中SDBS的生物降解 |
| 2.5.5 红外光谱分析活性污泥的生物降解 |
| 2.5.6 微生物群落结构测定 |
| 2.5.7 气质联用仪检测分析磷脂脂肪酸含量 |
| 3 SBR工艺运行特性及参数优化 |
| 3.1 试验方法 |
| 3.2 试验的启动 |
| 3.2.1 污泥接种 |
| 3.2.2 反应器的启动 |
| 3.2.3 COD去除特性 |
| 3.2.4 TN和 NH_4~+-N去除特性 |
| 3.2.5 TP去除特性 |
| 3.2.6 驯化完成颗粒污泥结构分析 |
| 3.3 SBR工艺处理效果参数优化 |
| 3.3.1 不同pH值对去除效果的影响 |
| 3.3.2 不同上流速度对去除效果的影响 |
| 3.4 SBR工艺处理实际生活污水运行特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 SBR工艺降解污水中表面活性剂特性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 检测方法 |
| 4.3.1 SDBS浓度检测 |
| 4.3.2 检测原理 |
| 4.3.3 高效液相色谱法分析条件的选择 |
| 4.3.4 高效液相色谱法验证 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 SBR工艺去除表面活性剂的特性 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 SBR工艺微生物群落结构分析 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 样品的采集 |
| 5.2.2 所用试剂及配制方法 |
| 5.2.3 提取步骤 |
| 5.3 PLFA命名及微生物群落表征 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 PLFA组成和相对含量 |
| 5.4.2 SBR工艺微生物群落结构特征分析 |
| 5.4.3 特征脂肪酸的比值分布及意义 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参加的科研项目 |
| 致谢 |
（9）SBR/OSA污泥减量工艺中内源呼吸的动力学参数研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 OSA污泥减量工艺 |
| 1.1.1 OSA工艺流程 |
| 1.1.2 OSA工艺污泥减量影响因素 |
| 1.1.3 OSA工艺污泥减量机理 |
| 1.2 SBR/OSA工艺 |
| 1.3 活性污泥模型的发展 |
| 1.3.1 传统静态模型 |
| 1.3.2 污泥动态模型 |
| 1.4 研究目的与主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 第二章 SBR与SBR/OSA工艺进出水水质与污泥减量分析 |
| 2.1 材料方法 |
| 2.1.1 污泥培养 |
| 2.1.2 实验装置运行情况 |
| 2.1.3 水质分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 COD去除效果 |
| 2.2.2 硝化效果 |
| 2.2.3 TP去除效果 |
| 2.2.4 污泥浓度 |
| 2.3 污泥减量效果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 SBR与SBR/OSA工艺的动力学参数研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验装置 |
| 3.1.2 实验用泥 |
| 3.1.3 异养菌产率系数Y_H的测定方法 |
| 3.1.4 污泥衰减系数b_H的测定方法 |
| 3.1.5 异养菌最大比增长速率μ_(max)的测定方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 异养菌产率系数Y_H的测定结果 |
| 3.2.2 污泥衰减系数b_H的测定结果 |
| 3.2.3 异养菌最大比增长速率μmax的测定结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 SBR与SBR/OSA工艺曝气过程研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 OUR测定方法 |
| 4.1.2 曝气过程氧气利用总量测定方法 |
| 4.1.3 异养菌曝气过程氧气利用量测定方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 SBR工艺曝气过程氧气利用总量测定结果 |
| 4.2.2 SBR工艺异养菌曝气过程氧气利用量测定结果 |
| 4.2.3 SBR/OSA工艺曝气过程氧气利用总量测定结果 |
| 4.2.4 SBR/OSA工艺异养菌曝气过程氧气利用量测定结果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 SBR与SBR/OSA工艺内源呼吸过程研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 以比呼吸速率表征内源呼吸 |
| 5.1.2 比呼吸速率计算 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 呼吸图谱 |
| 5.2.2 以呼吸比例表征内源呼吸 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结语 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）模拟SBR工程参数运行VOCs的排放量及估算研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 综述 |
| 1.1.1 挥发性有机物简介 |
| 1.1.2 污水处理厂VOCs排放研究 |
| 1.1.3 水中挥发性有机物的挥发机理 |
| 1.1.4 挥发性有机物检测技术研究 |
| 1.2 课题的提出 |
| 1.3 研究的目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 SBR工艺VOCs排放研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 接种污泥和实验用水 |
| 2.1.3 实验运行方法 |
| 2.1.4 实验分析与计算方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 实验的启动 |
| 2.2.2 SBR工艺正常运行下VOCs排放情况研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 SBR工艺VOCs排放影响因素的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验装置 |
| 3.1.2 实验用水 |
| 3.1.3 实验分析和计算方法 |
| 3.1.4 实验内容 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 温度对SBR系统污染物去除效能及VOCs产生量影响规律研究 |
| 3.2.2 pH对SBR系统污染物去除效能及VOCs产生量影响规律研究 |
| 3.2.3 进水COD对SBR系统污染物去除效能及VOCs产生量影响规律研究 |
| 3.2.4 曝气强度对SBR系统污染物去除效能及VOCs产生量影响规律研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 VOCs排放量估算及减排研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验装置 |
| 4.1.2 实验用水和接种污泥 |
| 4.1.3 实验分析和计算方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 温度对系统VOCs排放及相关性研究 |
| 4.2.2 pH对系统VOCs排放及相关性研究 |
| 4.2.3 进水有机物浓度对系统VOCs排放及相关性研究 |
| 4.2.4 曝气强度对系统VOCs排放及相关性研究 |
| 4.2.5 多因素回归分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、SBR的工艺特点分析（论文参考文献）
- [1]序批式活性污泥工艺系统处理畜禽养殖废水的研究[D]. 曹瑞. 西安理工大学, 2021(01)
- [2]磁化活性污泥特性试验研究[D]. 赵鹏程. 青岛理工大学, 2021(02)
- [3]两级SBR工艺对猪场厌氧消化液生物除磷脱氮的研究[D]. 赖腾飞. 哈尔滨工业大学, 2021
- [4]分段进水SBR工艺强化脱氮实验研究[D]. 黄子洪. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [5]SBR工艺同步脱氮除磷影响因素的实验研究[D]. 王勇康. 华北水利水电大学, 2021
- [6]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)
- [7]SBR-FO耦合工艺处理含铬制革废水[D]. 陈柱良. 广州大学, 2020(02)
- [8]SBR工艺处理生活污水运行特性研究[D]. 黄七梅. 海南大学, 2020(09)
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