一、高浓度混合制药废水的中试处理（论文文献综述）
麻微微[1]（2020）在《微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究》文中提出煤化工废水中含有多种难生物降解的有毒有害污染物,其中酚类物质是煤化工废水中典型的高浓度、高毒性的有机化合物,对污泥微生物的生长代谢具有显着抑制作用,严重影响煤化工废水生化处理单元的处理效果。因此,寻求高效可行的强化技术实现酚类污染物的高效去除,成为保证煤化工废水生化处理单元处理高效性以及运行稳定性的必要条件。研究立足于强化煤化工废水中酚类化合物的处理,构建微电解/生物耦合工艺,探究该耦合工艺强化酚类化合物去除的能力,揭示微电解与生物耦合体系强化酚类污染物去除的主要作用机制,并通过中试研究进一步探讨微电解/生物耦合工艺在煤化工废水生物处理工艺中的应用前景。通过Fe/C复合填料的理化性质和结构特征分析可知,该填料具有较高的铁碳比,其中Fe含量为69.03%,C含量为13.23%,并含有Ni、Cu、Al等多种金属催化元素;同时,该填料具有丰富的孔隙结构,铁与碳形成相互包容、相互嵌合的构成形式。Fe/C复合填料表现出良好的稳定性,反应过程中晶型结构无显着变化,经过酸洗60 min后再生率达到70%。通过中心复合设计-响应曲面法获得Fe/C复合填料微电解反应去除煤化工废水酚类化合物的最佳反应条件,即p H为6.50,Fe/C复合填料投加量为62.22 g/L,溶解氧浓度为0.47 mg/L。微电解/生物耦合反应器（MEBR）中COD和总酚的平均去除率分别达到86.51%和88.34%,显着高于单一微电解工艺和单一生物工艺的处理效果。由气相色谱-质谱（GC-MS）分析可知,MEBR工艺处理出水中酚类化合物的相对峰面积百分比由53.83%下降到6.75%。同时,出水的可生化性显着提高,相应BOD5/COD（B/C）值可达到0.46。由生物毒性分析结果可知,MEBR工艺有效降低煤化工废水的生物毒性,相应出水的急性毒性（TU值为1.12）与进水相比降低了约90.58%;酚类等极性有机化合物是煤化工废水中的主要致毒因子,这些污染物可通过引起嗜热四膜虫产生氧化应激反应而诱导嗜热四膜虫细胞的生物毒性效应。在微电解强化条件下,煤化工废水中4种特征酚类化合物（苯酚、4-甲基苯酚、间苯二酚和3,5-二甲基苯酚）的生物降解过程符合Andrews非竞争性底物抑制模型,相应的最大比降解速率分别为1.62 mg/g VSS/h、1.28 mg/g VSS/h、1.29 mg/g VSS/h和1.11 mg/g VSS/h,最佳底物浓度分别为87.68 mg/L、84.25mg/L、79.95 mg/L和80.67 mg/L,其最佳底物浓度比非强化条件下分别提高了51.24%、48.65%、39.75%和45.29%。可见,微电解的强化作用有效降低了酚类化合物生物降解的底物抑制影响。在MEBR体系中,Fe/C复合填料可通过吸附作用去除酚类化合物,其吸附过程符合Freundlich吸附等温模型,最大总酚吸附量为0.69 mg/g。另外,微电解反应产生的铁离子在碱性条件下可通过絮凝沉淀作用去除酚类化合物。同时,在MEBR体系中,微电解反应与生物降解之间存在相互协同作用。一方面,微电解反应释放的铁离子与污泥菌胶团结合,改善污泥的沉降性能,提高污泥生物活性以及结构稳定性;微电解作用促进多种酚类降解菌Acinetobacter（18.35%）、Comamonas（17.83%）和Pseudomonas（8.65%）成为优势菌属,并刺激铁还原细菌如Geothrix（3.08%）和电活性细菌如Geobacter（2.09%）等的生长,从而为酚类化合物的生物降解过程提供多种代谢途径。另一方面,MEBR工艺出水p H维持在6.8左右,铁离子溶出量约为17 mg/L,Fe/C复合填料保持良好的形态结构,说明生物作用能够缓解铁碳填料的钝化并维持微电解反应活性。煤化工废水中试工艺由微电解/生物反应池与A/O池组合而成,微电解/生物反应池稳定运行阶段的COD和总酚平均去除率分别为85.09%和87.24%,出水可生化性提高（B/C比为0.34）,生物毒性显着降低（TU为2.43）,运行过程中铁碳填料无明显板结与钝化现象,从而为后续A/O工艺提供良好的水质条件,有效降低了酚类等毒性物质对脱氮菌的抑制作用,使得A/O工艺启动阶段的氨氮和总氮去除率分别达到67.96%和58.08%,与无微电解/生物耦合工艺处理条件下相比分别提高了约29.57%和28.44%。另外,在该中试条件下铁碳填料的使用寿命约为5年,投加成本约为0.98元/吨水,与活性炭和零价铁等相比,具有填料成本低、运行管理简便等优势。因此,微电解/生物耦合工艺在实际煤化工废水处理中具有广阔的应用前景。
苏有升[2]（2020）在《生物滴滤法处理制药厂恶臭及VOCs的运行实践研究》文中研究表明挥发性有机物（Volatile Organic Compounds,VOCs）是形成臭氧和细颗粒物污染的重要前体物,引起了光化学烟雾、雾霾、气候变暖等一系列严重环境问题。据不完全统计,全国人为源VOCs排放量超过了3000万吨。因此VOCs污染防控迫在眉睫。某制药厂污水处理设施MSBR逸散的废气及生产车间综合废气中含有低浓度甲苯、正庚烷、二甲基硫等VOCs,具有恶臭气味,严重影响了环境空气质量,危害人体健康。从技术经济、净化程度等角度考虑,生物法具有高效低耗、无二次污染等优点,在处理中低浓度的VOCs废气方面备受关注。本研究利用废气生物净化中试装置处理某制药厂污水处理设施和生产车间产生的综合废气,考察中试装置在实际工况运行条件下净化废气的性能,探讨了工艺参数对净化性能的影响,并基于高通量测序技术分析了填料上的微生物群落结构,旨在探究生物法处理该类实际废气的可能性,为生物除臭技术的工业化应用提供试验依据,并获得如下结论:1)研究作为中试,VOCs浓度与处理气量相比类似报道研究较低,但运行费用少、BTF整体上对恶臭和VOCs具有良好的净化性能,而且对甲苯等疏水性VOCs也有一定的净化效果,具有良好的经济性。2)试验最佳处理风量为1000 m3·h-1～2400 m3·h-1,对应停留时间为46.8s～112s。当停留时间为56s时,VOCs的最大去除负荷2.003 g·m-3·h-1,此时对应的进气负荷为2.119 g·m-3·h-1。3)进气浓度（恶臭值）在改变的同时,系统p H的自发下降会使填料上酸杆菌门Acidobacteria成为优势菌种,短期内显示出一定的适应性。并且喷淋强度对生物净化性能没有明显的影响。该生物滴滤装置能较好应对实际废气浓度和气量的波动以及主要成分的改变,显示出较好的适应性能。4)对该装置中填料上的微生物进行了高通量测序,发现Metallibacterium、Thiomonas、Fluviicola、Cloacibacterium和Acidiphilium为优势菌种,属于这些菌属的微生物对于污染物的净化及系统的运行稳定起到了非常重要的作用。
杨涛[3]（2020）在《水中头孢氨苄去除技术研究》文中研究表明头孢菌素类抗生素是目前广泛使用的一种抗生素,种类多达60余种,性状稳定,抗菌谱广,被临床广泛应用于解决革兰氏阴性菌引发的感染问题。近年来,地表水、地下水和土壤中相继被检测到低浓度的抗生素残留,并且环境中耐药菌的增加使得人们开始关注环境中残留的抗生素污染问题。环境中残留的抗生素会导致耐药菌不断增加,疾病治疗社会成本不断增加,且通过食物链富集威胁人类的健康。本研究以高效降解水体中头孢氨苄为目标,进行了光催化和高效菌处理头孢氨苄废水技术研究,研究结果可为废水中抗生素的去除提供技术参考。采用简单的水热法和高温煅烧成功将碳量子点（CQDs）负载在TiO2和WO3的异质结材料表面,合成了一种新型高效的光催化剂TWC3,并且WO3和CQDs最佳掺杂质量配比分别为2%和3%。根据头孢氨苄光催化降解速率拟合的一级速率常数k,TWC3的催化活性分别是纯TiO2和纯WO3的3.1倍和46.6倍。XRD、XPS、TEM、BET等一系列材料表征方法都证明了 TiO2、WO3、CQDs很好地结合在一起。利用UV-DRS、PL、EIS和可见光实验等对光催化机理进行了探究,结果表明WO3可以与TiO2形成异质结,从而改善电子与空穴的分离,并扩展可见光吸收光谱。另一方面,通过将CQDs用作光生电子通道,提高了光生电子的转移速率,并进一步拓宽了可见光谱,使得光催化活性显着提升。自由基淬灭实验证明了光催化反应中存在空穴、·OH、1O2、和·O2-等活性物质,其对于氧化有机物的贡献能力依次为空穴<1O2<·OH<·O2-。利用LC-MS检测了头孢氨苄光催化降解产物,基于定量构效关系（QSAR）,采用毒性估计软件（T.E.S.T.）对头孢氨苄及其降解中间体的毒性进行了计算,发现中间产物比头孢氨苄表现出更高的生物毒性,但由于光催化实验进行4 h后头孢氨苄的矿化率可以达到92.4%,因此处理后的头孢氨苄废水的生物潜在风险显着降低。从生活污水处理厂污泥中分离出了一株能高效降解头孢氨苄的菌株CQ2,经16S rDNA基因序列鉴定,该菌株系苍白杆菌（Ochrobactrum sp.）。该菌株不能直接以头孢氨苄为唯一碳源,但可以利用其它有机物如葡萄糖在共代谢的作用下降解头孢氨苄。考察了温度、pH、混合强度和接种量等对CQ2菌的生长和头孢氨苄降解效率的影响,结果表明,最佳培养条件为温度30℃,pH为7.0,转速150 rpm,接种量5 vol.%,在该条件下培养28 h,对初始浓度为10mg·L-1的头孢氨苄可降解至未检出。且最优条件下,CQ2菌对阿莫西林（青霉素类）、土霉素（四环素类）、磺胺嘧啶（磺胺类）、培氟沙星（喹诺酮类）抗生素的36h去除率分别为未检出、62.34%、50.29%、5.12%,表明CQ2对阿莫西林也具有较好的去除效果,但对培氟沙星耐药性较差。使用LC-MS/MS测定了头孢氨苄的降解中间产物,并提出了 CQ2菌降解头孢氨苄可能的两条降解路径。将头孢氨苄去除高效菌CQ2和磺胺嘧啶去除高效菌JSD2应用到实际废水中,通过小试和中试试验去除猪场废水中的抗生素,对比空白试验发现加菌后去除抗生素能力略有提升但不明显。传统的活性污泥经短期驯化后在SBR装置中也能较好地去除水中的抗生素,整体去除率约为90%左右。由于实验所用猪场废水中抗生素浓度较低,浓度主要在μg·L-1和ng·L-1级别,检测难度大,存在10%-20%的实验误差,且不加菌抗生素的去除率就达到90%,大大增加了实际废水中验证高效菌降解抗生素性能的难度。因此,选择向实际水中人为添加抗生素至10 mg·L-1进行后续试验,得到CQ2菌和JSD2菌在处理实际水时最佳投加比例分别为10%和15%。在中试试验中,发现JSD2菌的加入对磺胺嘧啶的去除略有提升,磺胺嘧啶去除速率相较于空白实验提升了 1.91倍,但整体去除速率不足小试结果的1/3,一方面由于中试现场温度较低,另一方面是由于中试连续进入高浓度抗生素废水。但CQ2菌中试效果验证实验中因为在实际水中检测不出头孢氨苄,无法验证在中试中投加CQ2对抗生素去除的影响。
周安展[4]（2020）在《高浓度难降解化工废水预处理及生物处理工艺的仿真模拟》文中研究说明本研究以染料废水和助剂废水混合后的废水为研究对象,该废水具有难降解、可生化性低的特点。采用铁碳微电解、Fenon氧化工艺、铁碳微电解-Fenton氧化组合工艺对废水进行预处理实验研究,提高废水的可生化性,并比较铁碳微电解-Fenton氧化组合工艺和单一工艺处理废水的效果及对废水可生化性的影响。借助BioWin软件搭建与兰州新区化工园区污水处理厂生物处理工艺匹配的仿真模拟模型,为该污水处理厂的正常运行提供参数指导。（1）实验废水CODCr浓度范围为53198.69587130.701mg/L、水温为20℃、pH范围为6.616.88;预处理后的最佳出水水质为搭建模型的进水水质,具体水质参数为:水量为2500m3/d、CODCr浓度为9592.827mg/L、水温为20℃、pH为6.60、BOD5浓度为3919.508mg/L、NH3-N浓度为35mg/L、TN浓度为40mg/L、TP浓度为5mg/L、SS浓度为5mg/L。（2）采用铁碳微电解工艺对废水进行预处理实验研究:确定最佳因素组合为:铁粉投加量为50g/L、铁碳质量比1:3、反应时间为90min,此时废水中CODCr的去除率可达到60.398%;确定了铁碳微电解技术降解CODCr的过程遵循三级反应动力学。（3）采用Fenton氧化法对废水进行预处理实验研究:确定最佳因素组合为:pH为6、H2O2投加量为1/5Qth（4.2mL）、n（H2O2）:n(Fe2+)=9:1、反应时间为120min,此时废水中CODCr的去除率可达到72.142%;确定了Fenton氧化法降解CODCr的过程遵循三级反应动力学。（4）采用铁碳微电解-Fenton氧化组合工艺对废水进行预处理实验研究:通过比较分析组合工艺和单一工艺处理效果及对可生化性的影响可知,组合工艺去除CODCr的效果更好,同时消耗药剂的量更少;组合工艺预处理废水后B/C值提升至0.409,比单一工艺预处理废水后提高B/C值的能力更强,提高了废水的可生化性。（5）运用BioWin软件进行模拟兰州新区化工园区污水处理厂生物处理工艺并优化设计参数,通过单因素分析方法,探讨水力停留时间、内回流比、外回流比、排泥量、曝气量、PAC投加量等因素对出水水质的影响,推荐工艺运行参数。
施佳泽[5]（2019）在《微气泡催化臭氧化—好氧生化工艺中试及工程化运行研究》文中研究说明本研究以实际难降解有机工业废水为深度处理目标,采用微气泡催化臭氧化-好氧生化中试装置深度处理制药废水,采用首例微气泡催化臭氧化-好氧生化工程装置深度处理煤化工废水,对长期连续运行性能进行评估;分析废水中主要有机污染物及其去除机理;探究好氧生化处理性能和生物降解机制;将二者的运行性能与实验室规模实验装置进行对比,考察装置规模及废水来源对反应器运行性能的影响。研究结果表明:1)微气泡催化臭氧化-好氧生化工艺深度处理制药废水生化出水具有高效的性能。在较优条件下,中试装置整体COD去除率为58.6%,臭氧投加量/COD去除量为1.05,UV254平均去除率为52.3%;从生物反应器运行效果考虑,纤维填料是中试装置生物反应器最优的生物膜载体;酚类、苯类和含氮杂环化合物是造成制药废水生化出水可生化性差的物质,通过微气泡催化臭氧化可将可生化性由0.11提高到0.34,有利于后续好氧生化处理。2)煤化工废水深度处理装置能够稳定可靠运行,微气泡催化臭氧化工程装置有效降解大分子有机污染物并改善可生化性,耦合生化处理进一步去除小分子产物。较优运行条件下整体COD去除率为57.5%,臭氧投加量/COD去除量为0.63,UV254平均去除率为57.8%;带苯环或共轭双键的多环芳烃、多环芳香族化合物和含氮杂环化合物是煤化工废水生化出水中主要难降解污染物;好氧生化处理中主要功能菌群及其相对丰度受有机污染物变化和DO浓度影响较大。3)煤化工废水工程装置可取得不弱于实验室规模装置的污染物去除性能;制药废水中试装置整体可取得较高的污染物去除性能。微气泡催化臭氧化-好氧生化深度处理工艺对水质选择性较低,适用于难降解有机工业废水的深度处理。
肖传晶[6]（2019）在《基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究》文中研究指明自进入21世纪以来,全球精细化工行业的成熟体系已基本建成,各国传统的化工企业大都完成了朝着“精细化”与“多元化”的精细化工方向转型的艰巨任务。精细化工行业的发展不仅为国家科学技术的进步奠定了坚实基础,其生产的精细化学品也与人类生活品质的提高密不可分。在精细化工行业为国家创造巨大经济效益的同时,其生产过程中产生的废弃物也为环境保护治理创造了难题。就设备洗涤废水而言,其中不仅包含了大量表面活性物质及磷酸盐,还夹带着设备加工后遗留的原料及废品。这导致该类废水具有成分复杂、有机物种类繁多、难降解、COD含量高等特点,部分废水中还带有强毒性的芳香类及多环芳烃类化合物。若不能有效降解该类废水,必将对生态环境及人类自身造成不可挽回的损失。因此,探寻安全、高效且节能的方法处理该类废水具有极为重要的现实意义。本次研究以青岛市某精细化学有限公司的设备清洗废水为实验对象,在前期查阅大量相关文献及实验室小试的基础上,经综合研究后决定采用自混式厌氧反应器（Self-Mixing Anaerobic Digester,SMAD）和导流式活性污泥反应器（Baffled Bioreactor,BBR）两种新型污水处理技术作为本次中试研究的主体工艺。研究了SMAD-BBR组合工艺在处理洗涤废水中的运行效能,并进一步探讨了洗涤废水水质及运行条件的改变对组合工艺的冲击影响。本次研究成果如下:（1）对SMAD调试运行期间的水质数据分析研究结果表明,由于调试初期进水p H较低,导致SMAD内呈酸化的趋势。在调整进水p H约为6.0后,SMAD内产甲烷菌活性恢复,COD去除率也逐渐提高,于启动后的第89d,SMAD出水COD基本保持稳定,平均去除率达到73.39%。此外,研究中发现SMAD对NH3-N及TP的去除率较低。（2）对BBR调试运行期间水质数据分析研究结果表明,启动后的第69d,BBR出水水质稳定达标。在稳定运行期间BBR平均出水COD、NH3-N及TP的浓度分别为279 mg/L、7.39 mg/L、4.31 mg/L。107～129d间曝气区平均MLSS维持在6830 mg/L,镜检时观察到污泥结构良好且颜色健康,同时发现大量原后生动物。（3）SMAD影响因素研究结果表明,当SMAD处于稳定运行的条件时,进水COD及NH3-N浓度升高并未对厌氧系统产生影响。但温度由35.0℃下降至27.3℃时,生物活性因细胞内酶合成速率的降低而受到严重影响,导致COD去除率由69.90%下降至36.35%。（4）BBR影响因素研究结果表明,当NH3-N平均浓度突跃至271.64 mg/L时,BBR对COD的去除率为93.96%;当DO浓度维持在在3～4 mg/L时,BBR对COD的去除效率最高为96.35%;当容积负荷Nv由0.4 kg/（m3·d）升高至0.75 kg/（m3·d）时,BBR对COD的去除效率仍大于94%。综合研究结果表明,SMAD-BBR组合工艺对高浓度洗涤废水具有明显的降解作用,在实际运行中,组合工艺对COD、NH3-N、TP指标的平均去除率分别为99.18%、90.85%和85.89%,出水满足《污水排入城镇下水道水质标准》（GB/T 31962-2015）表1中B级标准要求。
徐建[7]（2019）在《某制药废水小试和工程设计应用研究》文中认为21世纪以来,随着人口基数的不断增长,医药技术不断发展,各种各样的新药被研发出来并投入生产,原料药作为药品生产的基础,我国年产量达到80万吨。在原料药生产过程中排放出较难处理的制药废水,如果这些废水直接排放,将对周边自然水体产生破坏性的不可逆的影响。本文以江苏某医药公司污水处理站系统改造为背景,原料药为该公司的主要产品,产品种类多达60多种,具有极高的市场占有率。通过查阅资料,了解国内外常用的制药废水处理技术后,结合以往的工程经验以及污水站现有状况,充分考虑利用原有构筑物和因地制宜的原则,选择了以“水解酸化+IC厌氧系统+好氧系统+MBR”为主的生化处理工艺。通过厌氧小试试验验证了该公司污水处理站调节池废水的可生化性,同时进一步提高容积负荷,最终得到小试所能达到的最高负荷8.8kgCOD/（m3.d）,在此负荷下小试装置仍然具有较高的COD去除率。在小试成功的基础上,以4000m3/d的水量以及进水COD浓度为6000mg/L为基准,对污水处理站原有构筑物设计参数进行校核,在原有两座UASB厌氧反应器的基础上新增了两座IC厌氧反应器并将原有三沉池改造为MBR。对系统改造工程的投资提出估算,预估了系统改造工程实施所需的人工、工具以及工期等。系统改造完成后进行调试,对进出水水质进行监测,COD去除率达到94%以上,出水符合《污水排入城镇下水道水质标准》。统计污水站运行过程中产生的电费、药剂费、人工费、蒸汽费等,折合出吨水处理成本约为5.88元。江苏某医药公司污水处理站的系统改造为该公司提高了经济效益以及环境效益,此外也对同类废水的处理具有一定的参考意义。
杜浪[8]（2019）在《微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响》文中提出为了改善水环境现状,满足治水提质要求,南方某污水处理厂进行了提标改造工作,将原有MSBR工艺升级改造为A2O工艺,以满足出水达到地表准IV类水的要求。本课题在升级改造工程完成后,对升级改造工艺运行情况进行调研与评估,找到水厂运行过程中存在的问题,并提出相应的解决方案。调研发现污水处理厂因为剩余污泥处理处置困难,所以该污水处理厂增加了污泥热解装置进行污泥减量,处理后的污泥减量超过70%,但在污泥减量过程中每天产生了100吨左右的污泥压滤液排入到污水厂生化段。污泥压滤液COD含量可达25000～60000 mg/L,氨氮含量在2500 mg/L左右,是高浓度难降解有机废水,其加入到污水厂生化段中,可能会对水厂运行产生一定的影响。通过调研发现,污水处理厂在升级改造完成后,在没有污泥压滤液加入到污水厂生化段的情况下出水氨氮、总磷、总氮、COD和大肠杆菌浓度均能稳定达到地表准IV类水的要求,达标率分别为100%、98%、100%、95%和100%,整个水厂运行情况良好。当污水处理厂生化段开始接纳处理污泥压滤液时,水厂出水COD达标率下降到了35.9%,而其他指标达标率基本无变化。这表明了污泥压滤液的难降解有机物影响了污水处理厂COD的去除。为了提高污泥压滤液的可生化性,降低其COD含量,保证其排入污水厂生化段后不会影响出水水质达标,本课题提出了使用铁碳微电解处理压滤液的方法。铁碳微电解试验使用铁碳微球作为填料,通过小试试验确定了微电解最佳反应工况:p H=4,反应时间4 h,气水比30:1,此时微电解对COD去除率达到35%。用微电解出水进行生化试验,试验表明活性污泥系统处理铁碳微电解出水和生活污水的混合液效果较好,出水COD浓度能控制在30 mg/L以下。A2O工艺中试系统污泥直接从水厂接种,在7天内实现了系统的成功启动。两套系统对出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为90%、98%、70%和80%,平均浓度分别为25 mg/L、0.15 mg/L、5.7 mg/L和0.6mg/L。中试数据表明污泥压滤液有利于系统的TN和TP的去除,装置一出水TP、TN平均浓度比装置二分别低0.1 mg/L、0.5 mg/L;污泥压滤液对氨氮的去除无明显影响,两套装置氨氮出水浓度均能维持在较低水平（≤0.35mg/L）;污泥压滤液对出水COD有较大影响,混入了压滤液的生活污水经系统处理后不能达到地表准IV类水的出水要求,平均超标10 mg/L左右。经过铁碳微电解处理后的污泥压滤液排入A2O生化系统,出水COD能达到地表准IV类水要求,出水COD平均浓度为24 mg/L,整个系统的COD去除效率保持在89%以上。铁碳微电解可以有效降低污泥压滤液中的难降解有机物,同时提高其生化性,保障生化系统出水COD≤30 mg/L。
吕龙义[9]（2019）在《双循环厌氧反应器处理中药废水的调控技术与机制》文中研究指明近年来,我国中药制药行业迅猛发展,中药废水也随之日益增多。然而,中药废水的治理却没有同步跟上,很多中药材加工企业废水处理效率低,甚至超标排放。中药废水中有机污染物浓度高,一般含有大量难降解物质及有毒物质,水质波动大。厌氧生物处理技术可以将废水治理与能源回收相结合,是高浓度有机废水最理想的处理技术。虽然厌氧处理技术已成功应用到易降解工业废水的处理当中,但是针对高浓度难降解或有毒的工业废水,厌氧处理技术效能较低,而且还存在抗冲击能力差及启动困难等缺点。故开发针对高浓度中药废水的高效厌氧处理技术是非常必要的。本文考察了中药废水的水质特点及毒性情况,探讨了中药废水的处理策略,针对中药废水的特点研发了高效的可控双循环（Controllable double cycle,CDC）厌氧反应器;研究了上升流速调控CDC厌氧反应器处理中药废水的效能,通过考察CDC厌氧反应器的水力特征及微生物群落分布,分析了CDC厌氧反应器高效运行的水力学及生物学机制;通过酰基高丝氨酸内酯（Acyl homoserine lactones,AHLs）信号分子介导的群体感应（Quorum sensing,QS）来调控CDC厌氧反应器的处理性能,建立了基于AHLs分泌菌的厌氧调控技术,并探讨了外加AHLs优化胁迫条件下厌氧颗粒污泥性能的机制。本研究的中药废水的水质波动较大,悬浮固体浓度高,有机污染物浓度高,COD浓度达10000mg/L以上,且可生化性较差。中药废水的主要污染物为芳香族化合物及羧酸类物质。中药废水中存在一定的药物成分残留及挥发性脂肪酸（VFAs）。四种药物成分的急性毒性大于四种VFAs的急性毒性,毒性大小排序:原儿茶醛（PA）>丹酚酸B（SAB）>迷迭香酸（RA）>丹参素钠（SAAS）>丙酸>戊酸>丁酸>乙酸。中药药物成分对中药废水整体毒性的贡献程度大于VFAs,毒性贡献大小排序:SAB>SAAS>RA>PA>丙酸>乙酸>戊酸>丁酸。丹参类中药废水的急性毒性可以采用UV254和VFAs两个常规指标进行预测,但是计算模型需要根据具体水质进行建立。经分析得出,在单相厌氧反应器实现产酸相与产甲烷相分离将是解决难降解中药废水处理的有效途径。CDC厌氧反应器在接种絮状污泥的条件下经过115d完成了启动。启动成功后,CDC厌氧反应器第一反应区污泥浓度远大于第二反应区污泥浓度,且第一反应区污泥呈颗粒形态,而第二反应区为颗粒污泥与絮状污泥共存状态。增大CDC厌氧反应器内、外循环强度,可以提高上升流速,进而增强颗粒污泥与废水的传质效果,减少死区比例,最终提高CDC厌氧反应器的处理效能。CDC厌氧反应器在第一反应区上升流速(Vup1)为3.03m/h及第二反应区上升流速(Vup2)为0.79m/h的条件下处理中药废水效果最佳,COD的去除率为94.2%,甲烷产率为0.33m3CH4/kgCOD,出水VFAs浓度为65mg/L。纵向两个反应区的设计及可调控的内、外循环系统,可使CDC厌氧反应器的两个反应区内细菌和古菌群落组成产生一定差异,第一反应区大量VFAs累积,倾向于产酸相,第二反应区的产甲烷活性更高,倾向于产甲烷相。产酸相和产甲烷相可以在CDC厌氧反应器中实现一定的分离,强化了产酸菌及产甲烷菌的代谢性能。强化“相分离”提高了CDC厌氧反应器整体的毒性耐受能力,保障了反应器整体的去除效果。CDC厌氧反应器中存在5种AHLs信号分子:C4-HSL、C6-HSL、C8-HSL、3OC6-HSL和3OC8-HSL。在三种胁迫条件下（冲击负荷、贫营养及性能恢复）,外加4种主导AHLs信号分子（C4-HSL、C6-HSL、C8-HSL和3OC8-HSL）可以促进有机物的去除及提高产甲烷活性,同时可以增加厌氧颗粒污泥胞外多糖和蛋白质浓度,并且可以优化细菌和产甲烷菌的群落结构。外源投加1/10体积的AHLs分泌菌液（铜绿假单胞菌和荧光假单胞菌）可以提高CDC厌氧反应器抗冲击负荷的能力,并且可以缩短反应器的二次启动时间,同时可以强化冲击负荷及二次启动时期的脱毒效果。分析得出外加AHLs优化厌氧颗粒污泥性能的机制模型:在胁迫条件下,外源AHLs是通过修复微生物的避护所（胞外聚合物）来优化微生物的群落结构,进而提高厌氧颗粒污泥代谢性能。通过上升流速及信号分子调控CDC厌氧反应器处理高浓度中药废水,提高了反应器的处理效能,强化了反应器的抗冲击负荷能力,缩短了反应器的二次启动时间。本文仅对一种典型的中药废水进行研究,研究成果无法适用于所用的中药废水,但本文的研究成果为中药废水的厌氧处理提供了技术参考,同时也为其他高浓度难降解有机废水的厌氧处理提供了研究思路。
罗晓通[10]（2019）在《混凝气浮-水解酸化-ABR/前置缺氧池-两级A/O-混凝沉淀处理制药废水》文中认为重庆某制药企业主要生产万古霉素、洛伐他汀、麦迪霉素、霉酚酸、妥布酶素等抗生素类药品,每日产生约2000m3的高浓度抗生素制药废水,同时洗罐、设备清洗和生活使用还产生400m3的低浓度废水,该废水具有CODcr、NH4-N、TN和SS浓度高、可生化性较差、具有生物抑制性和pH变化大等特点。该企业的废水处理站原为两家制药企业处理制药废水,由于其中一家制药企业停产,废水处理站进水水质和水量相比以前发生了较大变化,故在对原有废水处理站的处理工艺和设备设施调查后,在充分利用已有构筑物和设备的基础上,初步提出了物化预处理-生化处理-深度处理的“三段式”组合工艺。然后通过小试试验确定最佳的混凝剂种类和混凝剂投加量及反应时间、厌氧工艺和A/O工艺的容积负荷和污泥负荷,处理工艺确定为混凝气浮-水解酸化-ABR-两级A/O-混凝沉淀组合处理工艺。工程调试过程中,由于产品轮换生产致使进水水质发生比较明显的变化,在工程现场辅以多种现场中试,对处理工艺和运行参数不断的调整和优化,以应对不同于启动初期的水质情况,最终确定的处理工艺为混凝气浮-水解酸化-ABR/前置缺氧池-两级A/O-混凝沉淀,该工艺相比之前在进水水质变化较大时,出水水质也能够稳定达标,并且在运行成本上具有较大优势。通过小试试验对处理工艺存在的不足进行研究和实际工程调试,得出以下几点结论:（1）制药废水的CODcr、NH4-N、TN含量高,但由于废水中含有大量难以被生化降解的有机物,使得反硝化反应中这部分有机物不可被微生物所利用,需要补充葡萄糖来满足反硝化所需的碳源;氨氮浓度较高,往往是由于硝化反应缺少相应的碱度,应注意及时补充碱度。（2）难生化降解的有机物含量过高会导致出水CODcr超标,通过混凝沉淀深度处理制药废水,混凝剂FeCl3对该制药企业制药废水中难生化降解的CODcr的混凝去除效果要优于PAC,经小试试验的最佳处理参数为:在FeCl3投加量为300mg/L时,对CODcr的去除率达到了33.93%。芬顿氧化反应对制药废水中难降解CODcr的去除效果略好于混凝剂,但由于处理成本较高,相比于FeCl3优势较小。（3）将厌氧反应器ABR部分改造成前置缺氧池,在出水水质达标的前提下,适当降低厌氧阶段的CODcr去除率,充分利用原水中的碳源,减少反硝化反应中外加碳源的投加量,对于合理利用原水中的碳源、降低处理成本有良好的效果。（4）针对高浓度CODcr抗生素制药废水,采用混凝气浮-水解酸化-ABR/前置缺氧段-两级A/O-混凝沉淀组合工艺能取得良好的处理效果,同时该组合工艺能够适应较大范围的水质变化,尤其在进水的pH、CODcr、氨氮变化较大的情况下也能取得较高的处理效果,出水水质稳定达标。
二、高浓度混合制药废水的中试处理（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、高浓度混合制药废水的中试处理（论文提纲范文）
（1）微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 煤化工废水的来源与特点 |
| 1.1.2 煤化工废水处理研究现状 |
| 1.1.3 煤化工废水的生物毒性研究 |
| 1.1.4 煤化工废水处理存在的问题与难点 |
| 1.2 酚类污染物处理的研究现状 |
| 1.2.1 酚类污染物处理工艺研究现状 |
| 1.2.2 酚类化合物生物降解机制 |
| 1.3 微电解技术的研究进展 |
| 1.3.1 微电解技术的发展 |
| 1.3.2 微电解的机理 |
| 1.3.3 微电解反应的影响因素 |
| 1.3.4 微电解技术的优缺点 |
| 1.4 微电解与生物耦合工艺的研究进展 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.6 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 微电解处理酚类化合物的静态试验 |
| 2.2.2 微电解耦合生物反应装置与运行条件 |
| 2.2.3 煤化工废水生物毒性检测试验 |
| 2.2.4 单一酚类化合物生物降解的静态试验 |
| 2.2.5 微电解/生物-A/O组合工艺处理煤化工废水的中试试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 铁碳填料和活性污泥的表征方法 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.4 遗传毒性测定 |
| 2.3.5 活性氧自由基的检测 |
| 2.3.6 16SrDNA高通量测序方法 |
| 第3章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水酚类物质的效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁碳微电解填料的性能表征 |
| 3.2.1 铁碳填料的理化性质 |
| 3.2.2 铁碳填料的表面官能团组成 |
| 3.2.3 铁碳填料的表面形态特点 |
| 3.3 铁碳填料的稳定性和再生性 |
| 3.3.1 铁碳填料的稳定性 |
| 3.3.2 铁碳填料的再生性 |
| 3.4 微电解处理酚类化合物的影响因素 |
| 3.4.1 铁碳填料性质对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.2 溶解氧浓度对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.3 pH值对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.4 铁碳填料投加量对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.5 各因素对微电解反应的综合影响 |
| 3.5 微电解/生物耦合工艺的处理效果 |
| 3.5.1 COD和总酚的去除效果 |
| 3.5.2 有机化合物组成变化 |
| 3.5.3 出水可生化特性 |
| 3.6 微电解/生物耦合工艺的生物毒性削减研究 |
| 3.6.1 生物毒性分析 |
| 3.6.2 煤化工废水不同组分的毒性特点 |
| 3.6.3 水质特点与生物毒性的相关性 |
| 3.7 微电解对特征酚类化合物生物降解性能的影响 |
| 3.7.1 非微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.7.2 微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 微电解/生物体系强化酚类物质去除的作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁碳填料的吸附作用 |
| 4.3 新生态铁离子的絮凝沉淀作用 |
| 4.4 微电解对活性污泥性能的影响 |
| 4.4.1 活性污泥中铁元素的存在形式 |
| 4.4.2 污泥浓度与沉降性能 |
| 4.4.3 污泥胞外聚合物含量与组成 |
| 4.4.4 活性污泥形态结构特点 |
| 4.5 微电解对微生物群落结构的影响 |
| 4.5.1 微生物群落的多样性 |
| 4.5.2 微生物群落结构特点 |
| 4.5.3 微生物群落结构与环境因子相关性分析 |
| 4.6 生物作用对微电解反应的影响 |
| 4.6.1 铁碳复合填料表面形态变化 |
| 4.6.2 出水pH变化 |
| 4.6.3 铁离子溶出量变化 |
| 4.7 微电解与生物的协同作用机制 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水的中试研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微电解/生物反应池启动运行阶段的处理效果 |
| 5.2.1 污泥的培养与驯化 |
| 5.2.2 COD的去除效果 |
| 5.2.3 总酚的去除效果 |
| 5.3 微电解/生物反应池运行条件调控 |
| 5.3.1 铁碳填料填充量对处理效果的影响 |
| 5.3.2 水力停留时间对处理效果的影响 |
| 5.3.3 进水冲击负荷冲对处理效果的影响 |
| 5.4 微电解/生物反应池稳定运行阶段的处理效果 |
| 5.4.1 COD和总酚的去除效果 |
| 5.4.2 出水可生化性与生物毒性 |
| 5.4.3 铁碳填料的性能分析 |
| 5.5 微电解/生物反应池对后续A/O工艺运行的影响 |
| 5.5.1 A/O池启动阶段COD和总酚的去除效果 |
| 5.5.2 A/O池启动阶段氨氮和总氮的去除效果 |
| 5.5.3 A/O池稳定阶段的处理效果 |
| 5.6 铁碳填料投加成本评估 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）生物滴滤法处理制药厂恶臭及VOCs的运行实践研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 制药行业现状及污染 |
| 1.1.2 恶臭与VOCs的来源与危害 |
| 1.2 嗅觉阈值与臭气指数 |
| 1.3 恶臭及VOCs处理技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 生物法净化恶臭与VOCs研究进展和现状 |
| 1.5 课题研究目的与内容 |
| 1.5.1 课题研究意义 |
| 1.5.2 研究内容与目的 |
| 1.5.3 研究路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置设计 |
| 2.2 填料的选择 |
| 2.3 试验仪器与试剂 |
| 2.3.1 试验仪器 |
| 2.3.2 药品与试剂 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 主要测试项目与方法 |
| 2.4.2 挂膜方式及菌源 |
| 第三章 进出口废气成分分析及恶臭的表征评价 |
| 3.1 废气成分谱 |
| 3.2 进出口废气组分与浓度分析 |
| 3.3 恶臭的表征 |
| 3.3.1 稀释前后的传感器等级值关系 |
| 3.3.2 恶臭去除情况的评价 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 生物滴滤法对恶臭和VOCs的去除 |
| 4.1 BTF的启动和长期运行 |
| 4.2 影响BTF去除臭气气味值和VOCs的工况参数 |
| 4.2.1 喷淋液pH |
| 4.2.2 喷淋强度 |
| 4.2.3 处理风量 |
| 4.2.4 进气负荷 |
| 4.3 运行费用及经济性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物分析 |
| 5.1 生物膜形貌特征 |
| 5.2 微生物群落多样性分析 |
| 5.2.1 填料物种注释与评估 |
| 5.2.2 微生物Alpha多样性分析 |
| 5.3 微生物物种组成分析 |
| 5.3.1 物种组成分析 |
| 5.3.2 群落组成分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1.作者简介 |
| 2.攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3.参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（3）水中头孢氨苄去除技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 国内外研究动态 |
| 2.1 抗生素概述 |
| 2.1.1 抗生素现状 |
| 2.1.2 抗生素的危害 |
| 2.1.3 头孢菌素类抗生素的性质 |
| 2.2 抗生素废水处理技术研究进展 |
| 2.2.1 物理法 |
| 2.2.2 化学法 |
| 2.2.3 生物法 |
| 第3章 光催化降解头孢氨苄模拟废水的研究 |
| 3.1 实验仪器与材料 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 催化剂合成 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 头孢氨苄检测方法 |
| 3.2.4 中间产物检测方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 头孢氨苄的光催化降解 |
| 3.3.3 自由基淬灭实验 |
| 3.3.4 光催化活性增强的机理 |
| 3.3.5 光催化降解途径 |
| 3.4 循环试验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 头孢氨苄降解菌的分离鉴定及其降解特性 |
| 4.1 实验仪器与试剂 |
| 4.1.1 实验仪器 |
| 4.1.2 实验试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验所用培养基配方 |
| 4.2.2 菌株的分离纯化和高效菌的筛选 |
| 4.2.3 菌株降解最佳条件 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.2.5 菌种鉴定 |
| 4.2.6 菌种的保存 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 头孢氨苄高效降解菌的筛选 |
| 4.3.2 菌种鉴定结果 |
| 4.3.3 CQ2的生长曲线及CX的降解曲线 |
| 4.3.4 高效菌培养条件对CQ2生长及头孢氨苄降解效果的影响 |
| 4.3.5 CX降解路径 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 高效菌在实际畜禽废水中的应用 |
| 5.1 实验仪器与材料 |
| 5.1.1 实验仪器 |
| 5.1.2 实验试剂 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 SBR法研究高效菌最佳配比 |
| 5.2.2 单抗生素单高效菌实际水小试试验 |
| 5.2.3 高效菌加入到中试装置效果验证 |
| 5.2.4 抗生素检测方法 |
| 5.2.5 LC/MSMS样品前处理方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 SBR法研究高效菌最佳配比 |
| 5.3.2 单抗生素单高效菌实际水小试试验 |
| 5.3.3 高效菌投加到中试装置效果验证 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 全文总结 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足及建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间论文发表情况 |
（4）高浓度难降解化工废水预处理及生物处理工艺的仿真模拟（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景和研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 高浓度难降解化工废水治理现状 |
| 1.3 高浓度难降解化工废水常用的预处理技术 |
| 1.3.1 铁碳微电解技术 |
| 1.3.2 Fenton氧化法 |
| 1.3.3 铁碳微电解-Fenton氧化工艺预处理化工废水的研究及应用 |
| 1.4 废水生物处理模型 |
| 1.4.1 废水生物处理模型的发展 |
| 1.4.2 污水处理厂运行模拟软件介绍 |
| 1.5 研究内容、创新点及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 铁碳微电解预处理化工废水的实验研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 单因素实验 |
| 2.2.2 正交实验 |
| 2.3 动力学研究实验 |
| 2.3.1 确定动力学反应级数 |
| 2.3.2 建立动力学模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Fenton氧化预处理化工废水的实验研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验用水 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 单因素实验 |
| 3.2.2 正交实验 |
| 3.3 动力学研究实验 |
| 3.3.1 动力学反应级数的确定 |
| 3.3.2 动力学模型的建立 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铁碳微电解-Fenton氧化组合工艺预处理化工废水的实验研究 |
| 4.1 协同理论 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 H_2O_2投加量对废水COD_(Cr)的影响 |
| 4.2.2 H_2O_2投加次数对废水COD_(Cr)的影响效果 |
| 4.2.3 不同pH对废水COD_(Cr)的影响效果 |
| 4.3 组合工艺与单一工艺去除有机污染物能力比较 |
| 4.3.1 污染物去除效果 |
| 4.3.2 单一工艺和组合工艺预处理前后化工废水可生化性变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于BioWin软件仿真模拟高浓度难降解化工废水生物处理工艺 |
| 5.1 搭建废水生物处理工艺模型及其进水水质研究分析 |
| 5.1.1 搭建废水生物处理工艺模型 |
| 5.1.2 进水水质研究分析 |
| 5.2 高浓度难降解化工废水生物处理工艺参数确定 |
| 5.2.1 水力停留时间 |
| 5.2.2 内回流比 |
| 5.2.3 外回流比 |
| 5.2.4 排泥量 |
| 5.2.5 溶解氧浓度 |
| 5.2.6 投加PAC |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（5）微气泡催化臭氧化—好氧生化工艺中试及工程化运行研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景及现状 |
| 1.1.1 难降解有机工业废水的特点 |
| 1.1.2 难降解有机工业废水深度处理技术 |
| 1.2 臭氧微气泡技术研究进展 |
| 1.2.1 臭氧(催化)氧化技术 |
| 1.2.2 微气泡特性 |
| 1.2.3 臭氧微气泡应用现状 |
| 1.3 臭氧微气泡—生化联用技术 |
| 1.4 研究内容和研究目的及意义 |
| 1.4.1 课题研究内容 |
| 1.4.2 课题研究目的及意义 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与药品 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 常规测定项目和分析方法 |
| 2.3.2 废水中有机物成分的测定—GC-MS分析 |
| 2.3.3 三维荧光光谱的测定 |
| 2.3.4 紫外-可见吸收光谱分析 |
| 2.3.5 微生物群落分析 |
| 第3章 中试装置深度处理制药废水性能评估 |
| 3.1 废水水质与实验过程 |
| 3.1.1 废水水质 |
| 3.1.2 实验过程 |
| 3.2 制药废水污染物去除性能分析 |
| 3.2.1 COD去除性能 |
| 3.2.2 UV_(254) 去除性能 |
| 3.2.3 氮的变化 |
| 3.3 污染物去除机理分析 |
| 3.3.1 GC-MS分析 |
| 3.3.2 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 3.3.3 紫外-可见吸收光谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 工程装置深度处理煤化工废水性能评估 |
| 4.1 废水水质与实验过程 |
| 4.1.1 废水水质 |
| 4.1.2 实验过程 |
| 4.2 煤化工废水污染物去除性能 |
| 4.2.1 COD去除性能 |
| 4.2.2 UV_(254 )去除性能 |
| 4.2.3 氮的变化 |
| 4.2.4 臭氧利用 |
| 4.3 污染物去除机理分析 |
| 4.3.1 GC-MS分析 |
| 4.3.2 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 4.3.3 紫外-可见吸收光谱分析 |
| 4.4 生化处理微生物群落分析 |
| 4.4.1 生物膜细菌种群多样性 |
| 4.4.2 生物膜功能菌群变化 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 装置规模及废水来源对反应器运行性能的影响 |
| 5.1 污染物去除性能 |
| 5.2 臭氧投加比 |
| 5.3 可生化性改善 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
| 致谢 |
（6）基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 精细化工行业的发展概况 |
| 1.2 洗涤废水种类、特性及危害 |
| 1.3 处理技术及各种常见组合工艺 |
| 1.3.1 物化法 |
| 1.3.2 生化法 |
| 1.3.3 组合工艺 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 研究内容与方法 |
| 2.1 课题来源 |
| 2.2 洗涤废水水质 |
| 2.3 组合工艺系统 |
| 2.3.1 工艺流程 |
| 2.3.2 物理化学反应器 |
| 2.3.3 SMAD |
| 2.3.4 BBR |
| 2.4 构筑物设计参数 |
| 2.5 分析方法 |
| 第3章 SMAD反应器运行调试研究 |
| 3.1 SMAD反应器启动 |
| 3.1.1 调试准备 |
| 3.1.2 调试启动方案 |
| 3.1.3 污泥接种与驯化 |
| 3.2 SMAD反应器运行效能 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 氨氮去除效果 |
| 3.2.3 总磷去除效果 |
| 3.2.4 pH变化情况 |
| 3.2.5 ALK及 VFA变化情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 BBR反应器运行调试研究 |
| 4.1 BBR反应器启动 |
| 4.1.1 调试准备 |
| 4.1.2 调试启动方案 |
| 4.1.3 污泥接种与驯化 |
| 4.2 BBR反应器初期调试稳定运行效果 |
| 4.2.1 COD去除效果 |
| 4.2.2 氨氮去除效果 |
| 4.2.3 总磷去除效果 |
| 4.2.4 污泥相生物观察 |
| 4.2.5 MLSS、SV30及SVI变化情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 SMAD-BBR组合工艺系统影响因素研究 |
| 5.1 SMAD调试影响因素研究 |
| 5.1.1 氨氮与pH |
| 5.1.2 温度 |
| 5.1.3 冲击负荷 |
| 5.2 BBR调试影响因素研究 |
| 5.2.1 氨氮 |
| 5.2.2 溶解氧 |
| 5.2.3 冲击负荷 |
| 5.3 组合工艺运行效果 |
| 5.4 工程经济效益分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及科研工作 |
| 致谢 |
（7）某制药废水小试和工程设计应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.2 制药工业发展现状及废水的特点 |
| 1.2.1 制药工业发展现状 |
| 1.2.2 制药废水的水质特点 |
| 1.3 制药废水处理的技术研究现状 |
| 1.3.1 物化处理技术 |
| 1.3.2 化学处理技术 |
| 1.3.3 生物处理技术 |
| 1.3.4 组合处理技术 |
| 第二章 某医药公司制药废水厌氧小试研究 |
| 2.1 试验废水的来源及主要的污染因子 |
| 2.2 试验目的 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 试验废水 |
| 2.3.2 试验装置 |
| 2.3.3 菌种来源 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 负荷提升方案 |
| 2.4.3 试验过程简述 |
| 2.4.4 试验结果及讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 某医药公司制药废水处理改造工程 |
| 3.1 工程概况 |
| 3.1.1 废水来源 |
| 3.1.2 进出水水质、水量 |
| 3.1.3 项目改造工艺要求 |
| 3.1.4 项目改造工程要求 |
| 3.2 工艺流程及说明 |
| 3.2.1 原有工艺流程 |
| 3.2.2 原系统存在的问题 |
| 3.3 系统改造说明 |
| 3.3.1 改造思路 |
| 3.3.2 改造后工艺流程 |
| 3.3.3 水处理系统构筑物及设备说明 |
| 3.3.4 沼气处理系统构筑物及设备说明 |
| 3.3.5 污泥处理系统 |
| 3.3.6 系统改造的实施 |
| 3.3.7 系统改造后调试结果 |
| 3.3.8 改造后运行成本 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论和建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 图表目录 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 作者简历 |
（8）微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.2 污泥热解压滤液水质特点及处理现状 |
| 1.2.1 污泥热解压滤液的来源 |
| 1.2.2 污泥热解压滤液性质 |
| 1.2.3 污泥热解压滤液处理现状 |
| 1.3 高浓度有机废水预处理方法 |
| 1.3.1 混凝处理法 |
| 1.3.2 电解处理法 |
| 1.3.3 高级氧化法 |
| 1.3.4 铁碳微电解 |
| 1.4 课题研究目的和内容 |
| 1.4.1 课题研究目的和意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验用水来源与水质 |
| 2.2 实验材料与装置 |
| 2.2.1 铁碳微电解填料 |
| 2.2.2 铁碳微电解实验装置 |
| 2.2.3 A~2O实验装置 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 污泥压滤液对水厂A~2O工艺运行的影响 |
| 2.3.2 铁碳微电解工艺处理污泥压滤液研究 |
| 2.3.3 A~2O工艺处理铁碳微电解出水稳定运行研究 |
| 2.4 检测方法 |
| 第3章 污泥压滤液对污水厂运行影响及其预处理工艺比选 |
| 3.1 南方某污水处理厂工艺概况 |
| 3.1.1 设计进水水质及处理标准 |
| 3.1.2 处理工艺流程 |
| 3.2 污泥压滤液对污水处理厂运行影响 |
| 3.2.1 对COD去除的影响 |
| 3.2.2 对氨氮去除的影响 |
| 3.2.3 对总氮去除的影响 |
| 3.2.4 对总磷去除的影响 |
| 3.3 污泥压滤液预处理实验 |
| 3.3.1 混凝沉淀实验 |
| 3.3.2 芬顿实验 |
| 3.3.3 酸析实验 |
| 3.3.4 微电解实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铁碳微电解处理污泥压滤液的效能研究 |
| 4.1 铁碳微电解单因素影响实验 |
| 4.1.1 微电解运行模式探究 |
| 4.1.2 反应时间对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.1.3 pH对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.1.4 气水比对铁碳微电解处理效果的影响 |
| 4.2 铁碳微电解正交实验及条件优化 |
| 4.3 微电解最佳工况下连续运行效果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微电解出水对A~2O工艺运行影响 |
| 5.1 A~2O工艺的中试启动研究 |
| 5.1.1 污泥的来源 |
| 5.1.2 中试系统启动 |
| 5.2 污泥压滤液对A~2O工艺运行影响 |
| 5.2.1 对COD去除的影响 |
| 5.2.2 对生物除磷的影响 |
| 5.2.3 对氨氮去除的影响 |
| 5.2.4 对总氮去除的影响 |
| 5.3 A~2O工艺中试运行效果分析 |
| 5.3.1 改良铁碳微电解装置运行效果分析 |
| 5.3.2 系统COD去除效果研究 |
| 5.3.3 系统总磷去除效果研究 |
| 5.3.4 系统总氮去除效果研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）双循环厌氧反应器处理中药废水的调控技术与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 中药废水研究现状 |
| 1.1.1 中药废水特点 |
| 1.1.2 中药废水处理技术 |
| 1.2 废水厌氧处理技术发展概况 |
| 1.2.1 厌氧反应器的发展 |
| 1.2.2 难降解废水厌氧处理技术存在的问题 |
| 1.3 群体感应研究概况 |
| 1.3.1 微生物群体感应及信号分子 |
| 1.3.2 群体感应在废水生物处理领域研究进展 |
| 1.4 课题来源、研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验试剂及菌剂 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 厌氧污泥 |
| 2.1.4 培养基 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 CDC厌氧反应器 |
| 2.2.2 批式试验装置 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 CDC厌氧反应器流态特征研究试验 |
| 2.3.2 冲击负荷下外源投加AHLs试验 |
| 2.3.3 贫营养条件下外源投加AHLs试验 |
| 2.3.4 颗粒污泥性能恢复期外源投加AHLs试验 |
| 2.3.5 外加AHLs分泌菌液对厌氧颗粒污泥效能影响试验 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 中药药物成分检测 |
| 2.4.2 常规分析方法 |
| 2.4.3 急性毒性测定 |
| 2.4.4 水力特征模拟及模型评估 |
| 2.4.5 AHLs信号分子检测 |
| 2.4.6 微生物多样性分析 |
| 2.5 统计学分析 |
| 第3章 中药废水毒性分析及处理策略 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中药废水的水质分析 |
| 3.2.1 中药废水常规水质指标分析 |
| 3.2.2 中药废水污染物特征分析 |
| 3.3 中药废水毒性物质的识别 |
| 3.3.1 中药废水主要组分分析 |
| 3.3.2 单一组分毒性分析 |
| 3.3.3 多组分联合毒性分析 |
| 3.4 中药废水急性毒性预测方法的建立 |
| 3.4.1 急性毒性与常规指标的相关分析 |
| 3.4.2 多元线性预测模型建立 |
| 3.4.3 预测模型验证 |
| 3.5 中药废水处理策略及工艺分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 上升流速对CDC厌氧反应器处理性能的影响及生物学机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CDC厌氧反应器接种絮状污泥启动过程分析 |
| 4.2.1 CDC厌氧反应器启动期的处理效能 |
| 4.2.2 CDC厌氧反应器启动期的污泥特性 |
| 4.3 上升流速对CDC厌氧反应器性能的影响 |
| 4.3.1 上升流速对CDC厌氧反应器处理效能的影响 |
| 4.3.2 上升流速对CDC厌氧反应器水力特征的影响 |
| 4.4 CDC厌氧反应器的生物学机制 |
| 4.4.1 CDC厌氧反应器不同反应区的处理效能对比分析 |
| 4.4.2 CDC厌氧反应器不同反应区污泥的产甲烷活性对比分析 |
| 4.4.3 CDC厌氧反应器不同反应区的微生物群落结构对比分析 |
| 4.4.4 强化“相分离”对毒性耐受及去除的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 信号分子对CDC厌氧反应器处理性能的调控及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 CDC厌氧反应器中AHLS信号分子分布 |
| 5.2.1 AHLs原位检测 |
| 5.2.2 AHLs浓度分布规律 |
| 5.3 信号分子对胁迫条件下颗粒污泥性能的调控 |
| 5.3.1 冲击负荷条件下外加AHLs对颗粒污泥的影响 |
| 5.3.2 贫营养条件下外加AHLs对颗粒污泥的影响 |
| 5.3.3 外加AHLs对颗粒污泥性能恢复的调控作用 |
| 5.4 基于AHLS分泌菌液调控胁迫条件下CDC厌氧反应器技术 |
| 5.4.1 AHLs分泌菌分泌AHLs规律分析 |
| 5.4.2 外加AHLs分泌菌液对厌氧颗粒污泥效能的影响 |
| 5.4.3 外加AHLs分泌菌液调控CDC厌氧反应器性能分析 |
| 5.5 外加AHLS优化胁迫条件下厌氧颗粒污泥性能的机制探讨 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）混凝气浮-水解酸化-ABR/前置缺氧池-两级A/O-混凝沉淀处理制药废水（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 抗生素制药废水的特征及危害 |
| 1.1.1 抗生素制药废水水质特征 |
| 1.1.2 抗生素制药废水危害 |
| 1.2 抗生素制药废水研究进展 |
| 1.2.1 物化处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.3 目前制药废水处理中存在的不足 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 2 研究对象背景 |
| 2.1 工程简介 |
| 2.2 废水来源分析 |
| 2.3 原水水质 |
| 2.4 出水要求 |
| 3 处理工艺试验 |
| 3.1 原废水处理站工艺调查 |
| 3.2 初步确定处理工艺 |
| 3.3 水质分析及测量指标 |
| 3.3.1 实验水样 |
| 3.3.2 测量指标及测量方法 |
| 3.3.3 实验方法 |
| 3.4 混凝实验 |
| 3.4.1 混凝剂种类及投加量实验 |
| 3.4.2 混凝沉淀单因素实验 |
| 3.5 厌氧处理单元实验 |
| 3.6 A/O处理单元实验 |
| 3.7 工艺流程 |
| 3.8 主要构筑物及设计参数 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 工程调试中工艺技术参数优化实验研究 |
| 4.1 水解酸化、厌氧和A/O处理单元的启动 |
| 4.1.1 水解酸化池和ABR的启动 |
| 4.1.2 两级A/O的启动 |
| 4.2 工艺技术参数优化实验 |
| 4.2.1 COD达标的深度处理工艺实验 |
| 4.2.2 氨氮达标的工艺技术参数实验 |
| 4.2.3 总氮达标的工艺技术参数实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 处理工艺优化实验研究与工程应用 |
| 5.1 处理工艺优化 |
| 5.2 出水水质 |
| 5.3 运行成本 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
| B.学位论文数据集 |
| 致谢 |
四、高浓度混合制药废水的中试处理（论文参考文献）
- [1]微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究[D]. 麻微微. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [2]生物滴滤法处理制药厂恶臭及VOCs的运行实践研究[D]. 苏有升. 浙江工业大学, 2020(02)
- [3]水中头孢氨苄去除技术研究[D]. 杨涛. 华东理工大学, 2020(01)
- [4]高浓度难降解化工废水预处理及生物处理工艺的仿真模拟[D]. 周安展. 兰州大学, 2020(01)
- [5]微气泡催化臭氧化—好氧生化工艺中试及工程化运行研究[D]. 施佳泽. 河北科技大学, 2019(07)
- [6]基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究[D]. 肖传晶. 青岛理工大学, 2019(02)
- [7]某制药废水小试和工程设计应用研究[D]. 徐建. 苏州科技大学, 2019(03)
- [8]微电解预处理污泥热解压滤液对污水厂运行效能的影响[D]. 杜浪. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [9]双循环厌氧反应器处理中药废水的调控技术与机制[D]. 吕龙义. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [10]混凝气浮-水解酸化-ABR/前置缺氧池-两级A/O-混凝沉淀处理制药废水[D]. 罗晓通. 重庆大学, 2019(01)