一、移动曝气与固定曝气性能比较研究（论文文献综述）
魏超[1]（2021）在《磁絮凝-吸附组合工艺去除污染河水氮磷效果研究》文中指出近年来,随着生活污水、工业废水和农业污水的排入,许多河流都遭受了不同程度的污染。为了解决河流污染中主要的氮磷问题,制备了吸附剂PAZ（聚乙烯醇/海藻酸钠/微米沸石）水凝珠用于吸附NH4+,进而采用吸附-磁絮凝组合工艺同时去除污染河水中的NH4+和TP,并研究了PAZ水凝珠和磁絮凝的氮磷去除效果及机理,得出的主要结论如下:（1）利用聚乙烯醇、海藻酸钠和微米沸石制备PAZ水凝珠,其主要成分为Si、O、Al、Ca和Na,O含量最高。PAZ水凝珠含有大量的孔道,为吸附NH4+提供了便利条件。FTIR和XPS证明PAZ水凝珠含有大量官能团,且微米沸石被成功包裹。BET测定显示PAZ-20属于介孔材料,比表面积为9.8 m2·g-1,孔容为0.0593 cm3·g-1,平均孔径为10.01 nm。XRD证明实验所用沸石以钙型斜发沸石为主,且PVA/SA的添加未对微米沸石的晶体结构造成影响。（2）PAZ-20的吸附剂投加量为10和20 g·L-1时,NH4+去除率分别为80.5%和97.7%。p H从3升至8时,NH4+去除率无明显变化;p H从9增至11,NH4+去除率随p H上升而下降。水温从5℃增加至25℃时,NH4+的去除率随水温升高而显着升高;水温从25℃增加到35℃时,去除率变化不大;当温度由35℃升至40℃时,NH4+去除率开始下降。PAZ-20对于水中阳离子的吸附能力为K+>Mg2+>Na+>Ca2+。共存阳离子对PAZ吸附NH4+的影响程度为K+>Na+>Ca2+>Mg2+。高锰酸盐指数在50～300 mg·L-1的范围内对PAZ-20吸附NH4+无明显影响。经过Na OH再生一次的PAZ-20仍有73.4%的NH4+去除率,二次后为70.2%,三次后为66.2%,PAZ-20具有良好的再生能力。PAZ-20动态吸附最佳条件为进水流速5 m L·min-1,PAZ-20用量300 g。高温改性可以提高PAZ-20的NH4+去除率,最佳改性温度400℃,最佳改性时间2 h。（3）通过比选,采用PAC为适用絮凝剂,PAC的TP去除率最高且形成絮体的体积更大更蓬松。通过磁絮凝单因素实验,发现去除总磷的最佳条件为PAC投加量90mg·L-1、PAM投加量2 mg·L-1、磁种投加量80 mg·L-1、沉淀时间为8 min、快搅速度300r·min-1、慢搅速度100 r·min-1、快搅时间2 min、慢搅时间5 min、药剂投加顺序絮凝剂→磁种→助凝剂。采用正交实验优化药剂投加量,最佳投加量为105 mg·L-1的PAC、2.5mg·L-1的PAM和80 mg·L-1的磁种。使用吸附-磁絮凝组合工艺处理模拟河水,最佳条件为5 m L·min-1的进水流速和300 g的PAZ-20用量,此时吸附柱穿透时间为63 h,TP去除率均在90%以上。使用吸附-磁絮凝组合工艺处理实际河水,吸附柱穿透时间为57h,TP去除率大于90%,对实际河水具有较好的NH4+和TP去除效果。（4）准二级动力学模型和Langmuir吸附等温线模型能更好拟合PAZ水凝珠吸附NH4+的过程,理论的最大吸附量为4.44 mg·L-1。1/n范围在0.1～0.5之间,吸附NH4+的过程是易吸附。吸附热力学结果表明,PAZ水凝珠吸附NH4+是自发过程,吸附过程熵增,提高温度有利于吸附的进行。FTIR和XPS结果表明,PAZ-20成功吸附了NH4+,吸附NH4+后Na+含量发生明显减小,羟基也参与了吸附NH4+的过程。SEM和FTIR的结果表明絮体沉降过程中PAC和PAM形成的絮体包裹着磁种,絮体含有大量官能团,有助于磁絮凝除磷过程的进行。
王燕平[2]（2021）在《黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例》文中认为河道作为现代化工程建设中城市生态环境体系的绿色生命线,是维护城市生态环境平衡的重要组成部分。然而,城市工业废水和生活污水未经处理直接排入河道水体中的现象仍时有发生,污染了水质,日积月累,造成了大量黑臭河道。随着经济发展,生活水平和物质文化的不断提高,人们对周围环境的要求也越来愈高。因此,对众多的黑臭河道进行治理也逐渐成了当今城市面临的一个切实问题。水体的自净能力具有局限性,黑臭河道问题上,需要采取相应的人工干预措施,才能进行有效治理。常见的治理方式有物理净化、化学净化、生物净化等。本文首先分析了黑臭河道产生的原理和治理方式,并明确了黑臭水体的评价标准。随后,针对海门区老城区日新河、宏伟河、通沙河三处河道的水质进行了现状调研和监测结果分析,研究表明日新河、宏伟河、通沙河的水质污染情况在雨后显得尤其严重,主要是因为现状截流干管的设计标准偏低,管径偏小,由于污水溢流或降雨冲刷合流管道内沉积以及初期雨水污染排放等原因,造成污染物经溢流口直接进入河道,部分河段存在合流制管道未纳入截污干管直排河道,即日新河、宏伟河及通沙河的水质污染,主要归咎于老城区的合流制排水体制上:雨期时初期雨水造成直接污染,同时因河道流动性较差,且缺少清洁水持续补充,在初雨造成污染后不能实现水质自净,污染物在河道内沉积,旱期水质亦不能得到较好的改善,污染物日积月累造成水质持续恶化。本文针对河道情况,研究了一系列措施来控制污染。采用“污染源控制、提高水动力、清水补充、水质净化、生态修复”的组合式方案,充分结合各种治理方式的优点。其中,核心方案是实施合流制截污改造工程,河道清淤、补水循环与水质净化工程是重要的治理手段,水生态工程是水质长效保障措施。最后,文章针对河道情况从管理制度、河湖运行管理内容、水生植物养护、河长制、人员、装备等方面论述了注意事项。并针对性建立了河道信息化管控平台,明确了长效管理机制。
张广润[3]（2020）在《BIOLAK+水解酸化+A2/O+化学氧化工艺处理猪场沼液的应用研究》文中指出我国是世界第一大畜禽养殖国家,生猪养殖量占世界的56.6%,江西作为全国排名靠前的养猪大省,养殖业规模还在不断扩大。随着“水十条”、“土十条”等法律法规颁布与施行,传统的工艺手段已不能满足现行环保要求,成为江西本土生猪产业发展的瓶颈。江西上饶某养猪场根据现行环保标准的要求,新建猪场沼液处理工程使最终出水水质的各个指标都能够满足《污水综合排放标准》GB8978-1996中的一级排放标准。本文针对该养猪场黑膜沼气池厌氧消化液的特点,结合国内外猪场沼液的研究与工程实践,决定采用“BIOLAK+水解酸化+A2/O+化学氧化”组合工艺处理该养猪场沼液。以其养猪场新建废水处理工程为依托,通过实际工程的调试,确保了该联合工艺系统的稳定运行和良好的处理效果。并得到以下主要结论:（1）江西省上饶市某规模化养猪场以“BIOLAK+水解酸化+A2/O+化学氧化”联合工艺为主体处理经黑膜厌氧消化的猪场沼液,出水效果良好能够满足最新环保要求。（2）二氧化氯氧化实验及混凝沉淀实验结果表明:反应时间30 min,pH为6,二氧化氯浓度30 mg/L,二氧化氯氧化COD的效果最佳;pH为6.5、PAC投加量为150mg/L、PAM的投加量为1 mg/L最佳混凝沉淀效果最好。（3）百乐克系统经过60天启动调试,运行平稳。稳定运行期间,SV30在30%以上,CODCr去除率达到56%,NH3-N去除率达到60%,PO43-去除率为56%。水解酸化塘经过60天启动调试出水pH值稳定在6.5～7之间,出水COD浓度在325～370 mg/L,平均去除率24%。A2/O经过约60d,系统运行平稳。出水NH3-N、PO43-达到排放标准,出水平均值分别为12.1 mg/L、0.35 mg/L,平均去除率分别为95%、97%;COD出水平均值127 mg/L、平均去除率63%不能满足排放标准,通过在化学氧化池中投加约30 mg/L左右的ClO2,使出水COD稳定达标,出水COD平均值82、平均去除率33%。（4）在温度为20℃左右,维持兼氧塘、曝气塘pH值7～8、兼氧塘的DO为0.1～0.2 mg/L、曝气塘的DO为2～4 mg/L、污泥回流比控制在100%:水解酸化塘pH值6.5～7;A2/O一体池pH值7～8、A2池DO为0.1～0.2 mg/L、O1池DO为2～4 mg/L、O2池DO为3～5 mg/L、控制污泥回流比为50%,硝化液回流比为200%～300%。稳定运行后组合工艺对COD、NH3-N、PO43-的去除效果十分稳定,进水平均浓度分别为961 mg/L、555 mg/L、99mg/L,出水平均浓度分别为82 mg/L、7.2 mg/L、0.26 mg/L,平均去除率分别为 91%、98.7%、99.7%,出水水质优于《污水综合排放标准》（GB8978-1996）中的规定一级标准。（5）该工程总投资782万元,处理每吨水的运行费用约为3.92元,COD、NH3-N、PO43-的削减量分别为433.3 t/a、269.9 t/a、48.7t/a,环境经济效益显着。
刘耀[4]（2020）在《改良A/O工艺处理生活污水的效能研究》文中研究说明随着城镇化进程的加快,大量生活污水未经处理或处理未达标就排入河流,对河流生态环境造成严重危害。由于城市生活污水具有水量大、污染物成分复杂、有机碳源少等点和国家日益严格的要求,研发高效,稳定,实用的城市生活污水处理技术是目前城市生活污水控制领域的研究重点之一。本文拟采用改良A/O工艺对城市生活污水进行处理。本改良A/O工艺对传统A/O工艺中污泥回流、硝化液回流系统进行改良优化:其一是将污泥回流管路与好氧池首端相连接,污泥直接回流至好氧池,避免缺氧池对硝化菌造成不利影响;其二是将硝化液由内回流改为外回流,将二沉池溢流堰的硝化液回流至缺氧池中,目的在于优化缺氧池以及好氧池中微生物生存环境,避免因硝化液内回流造成缺氧池中溶解氧的升高。在反应器快速启动阶段污泥接种后10d,反应器对COD、TN和NH3-N皆有较高去除率且运行稳定。为了考察改良A/O工艺的影响因素,通过改变进水HRT、C/N比及硝化液回流比来探索反应器对氮的去除效能,结果表明:当水力停留时间等于17.5h,硝化液回流比等于200%,碳氮比等于10:1时,改良A/O工艺系统对污水有较好的处理效果,此时系统对COD的去除率等于97.69%,对氨氮的去除率等于90.27%,对总氮的去除率等于81.12%。改良A/O工艺系统的脱氮效能远超传统A/O工艺系统。调低进水中碳源的浓度,使得C/N比等于6:1,对改良A/O工艺脱氮性能进行分析,结果表明,改良A/O工艺的脱氮效能明显高于传统A/O工艺。改良A/O工艺系统出水总氮的平均浓度等于20.43mg/L,系统对总氮的平均去除率等于51.46%,传统A/O工艺系统出水总氮的平均浓度等于22.6mg/L,系统对总氮的平均去除率等于45.58%。在低碳源的条件下改良A/O工艺系统和传统A/O工艺系统对总氮的去除效能相同,但改良A/O工艺系统对总氮的去除率更高。
龚梦丹[5]（2020）在《人工曝气技术在黑臭河道治理中的应用》文中研究说明水体黑臭现象成为我国诸多城市河流的污染问题,本文介绍了一种针对黑臭河道治理的人工曝气技术措施,并简述了人工曝气在黑臭河道治理中的净化原理以及常见的曝气设备。在此基础上,本文还总结了人工曝气在国内外河道的应用,曝气方式的不同对河道治理的效果,同时还展开人工曝气技术与其他治理技术的联合使用。
尹艳辉[6]（2019）在《污水处理设备推流装置参数优化设计与仿真研究》文中指出从2010年至2017年,我国污水排量每年增速达到6%,污水治理问题引起人们高度重视,水下曝气机作为一种典型的污水处理设备,主要工作原理是向污水中溶入氧气,提高水中氧气含量,保证好氧微生物的生长和繁殖,促进氧化分解污水中有害物质。因此提高增氧曝气机溶氧效率是必要的。本文对增氧曝气机净水设备进行结构设计及改进,主要针对增氧曝气机的增氧推流装置进行参数优化与仿真,研究优化参数对推进效率影响,分析气体体积分数分布以及气泡大小分布,并对主要传动轴进行模态分析。具体研究内容主要包括以下几方面:1、针对污水处理设备中的增氧曝气机重点介绍,综述增氧曝气机的发展现状,分析未来曝气机的发展趋势以及我国曝气机发展的历程,总结增氧曝气机的研究方向,研究增氧曝气机的重要意义,并确定本文的主要研究内容。2、增氧曝气机性能参数与运行机理:首先介绍了曝气机的工作要求和主要性能参数,曝气机的整体结构设计与分析,重点介绍了曝气机的聚氧磁化装置的设计以及增氧推流装置设计,最后分析增氧曝气机的工作过程以及磁化后氧气转移到水中的原理。3、研究曝气机推流装置的结构参数对水流推进效率的影响,了解Fluent单相流仿真相关理论知识,为本章仿真奠定理论基础。分析对推进效率的主要影响因素,本文采用导管螺旋桨,首先分析导管结构参数对推进效率的影响,选取叶梢间隙作为变量进行仿真分析;分析螺旋桨桨叶盘面比及螺距比,根据Fluent仿真结果绘制改变参数对螺旋桨推进系数、扭矩系数及效率的影响曲线,分析曲线变化趋势原因,得到最优结构参数,为第4章曝气池内两相流仿真奠定基础。4、两相流仿真:对增氧曝气机推流装置的气液两相流数值模拟,包括模型的修改与导入,湍流模型和多相流模型的选择以及边界设置,重点在于对仿真结果的对比分析,通过对比优化前后液相体积分数分布以及气相体积分数分布情况,分析空气相所占百分数以及分布位置,并绘制气相体积分数沿垂直旋转轴轴线方向数值变化趋势曲线。利用CFD-PBM模型对控制区域分析气泡直径大小在水中的变化情况,最终以直方图形式分析,并得到Bin-5气泡大小体积分数在指定A点的变化规律。5、首先基于曝气净水设备的作业环境,对增氧推流装置电机进行匹配计算,选择水下电机,额定功率为3kW,额定转速为1430r/min,然后在Workbench中对空心主轴进行模态分析,得到空心主轴前十阶模态的固有频率和振型,与电机产生的激励载荷频率进行对比分析,得到空心轴不会发生共振,其设计合理。
成思梦[7]（2019）在《基于在线监测的湖泊水质预测及评价研究》文中进行了进一步梳理水质预测与评价是合理开展水环境规划和防治必不可少的工作,而对水质进行监测,采集水质污染物参数的浓度数据是水质预测工作的基础。目前对水环境进行监测主要是以固定釆样和实验室分析的方式为主,但是这种监测手段工作量大且监测成本高。本文利用移动曝气设备在线监测系统对水质实时监控,相较于传统的监测手段,可以节省成本,提高监测效率。利用四分位数法和多项式曲线拟合法对水质传感器采集到的历史数据进行异常值剔除和修正,使用经过预处理的数据建立LM-BP神经网络预测模型对COD、氨氮、总氮、总磷四种水质参数指标浓度数据进行预测,并且对水质污染程度进行评价。本课题研究对推动水质在线监测技术的发展有积极作用,对促进BP神经网络模型在水质预测中的广泛应用有重要意义。本文主要从以下四个方面对移动曝气设备在线监测的湖泊水质进行研究:1.对通过移动曝气设备自动监测采集到的水质污染物参数的浓度数据与实验室同时同地采样得到的数据进行可靠性对比分析,包括数据合格率分析、数据显着性检验以及数据相关性分析,以验证数据的获取是否准确可靠。2.采用四分位数法对异常数据进行初次识别,再使用多项式曲线拟合法对异常值进行二次识别并修正,为后期预测模型的建立提供基础条件。3.构建BP神经网络水质预测模型,初步确定神经网络的拓扑结构,划分数据集,对训练集进行迭代训练,得到使网络性能更好的超参数作为水质预测模型仿真的初始条件,并对测试集的预测结果反归一化并输出。4.分析BP神经网络水质预测模型的预测结果,将其与不经过数据预处理的BP神经网络预测模型以及使用多元线性回归模型预测的预测结果进行对比,对水质污染程度进行评价分析。本文构造的BP神经网络预测模型在水质预测中表现出较高的预测精度,这与移动曝气设备在线数据采集、前期的数据预处理、剔除异常值以及与BP神经网络的网络结构、超参数的选择有直接关系,可以用于对湖泊水质的预测研究中。
肖尧[8]（2019）在《固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮》文中指出随着人口的增长、工业化和城市化进程的加快,大量可溶性含氮污染物进入并汇聚于湖泊水体。这不仅会直接对环境水体产生危害,还会对大气、土壤、地下水等产生一定程度的负面影响,且水中各种形态的氮对生物体均有毒害作用。微生物修复被公认为是有效且低能耗的,具有经济性的,无二次污染的,是未来最有价值和可行性的治理方法。但在实际运用上也存在着一些限制因素,例如菌种流失、外界环境对修复效果的影响、与土着微生物的竞争等。所以,人们考虑通过将微生物固定于特定空间内,以期改善微生物在实际修复过程中存在的短板,提高修复效果。本研究以水体及沉积物中的氨氮为主要的目标污染物。利用活性炭、硅藻土、沸石三种天然多孔材料对一株具有高效异养硝化和好氧反硝化（HN-AD）能力的细菌Acinetobacter sp.T1进行固定化,从中筛选出合适的固定化载体;探究最优的微生物固定工艺参数（温度、摇床转速、pH、固定时间）,得到最优固定化效果;考察不同储存温度对固定化细菌T1中细菌数量、降解能力的影响,确定固定化细菌T1的最佳保存方式;从载体的比表面积、孔径、表面Zeta电位等方面探讨固定化机理;利用固定化细菌T1对受污染湖泊进行修复的模拟实验,探究对湖泊水体及底泥的修复效果;探讨不同修复方式对土着微生物群落的影响,评价其用于湖泊原位修复的效果与可行性,为HN-AD细菌Acinetobacter sp.T1在环境污染治理中的应用提供新的途径和技术支持。主要得出以下结论:（1）细菌T1在温度为35°C、pH为8、摇床转速为90 rpm、固定化时间为24 h的条件下固定化效果最佳;此时载体上吸附固定的细菌数量最多,所制备的固定化细菌对氨氮的去除率最高。以硅藻土为载体制备的固定化细菌T1上细菌数量最多,达到1.93×109个·g-1,相较于同质量的菌悬液提升了10.88%;以硅藻土为载体制备的固定化细菌T1对模拟废水中COD和氨氮的去除率最高,对模拟废水中COD的去除率为95.17%,对氨氮的去除率为98.17%。保藏固定化细菌T1的最佳温度为4°C,能较好的保持其生物量和对模拟废水中COD、氨氮的降解效果,硅藻土为载体的固定化细菌T1三个月后生物量仅下降16.50%,COD去除率下降21.19%,氨氮去除率下降12.11%。（2）沸石、活性炭、硅藻土三种载体材料中,硅藻土具有较高的比表面积(83.63m2·g-1),丰富的孔隙结构,较少的表面负电荷（-26.8 mV）,有利于细菌T1的附着;硅藻土主要成分为SiO2和NaAlSiO4,硅藻土具有较好的晶体结构和稳定的性质,更有利于工程运用或重复使用;对载体固定细菌T1前后的红外和XPS分析证明细菌T1被成功固定在载体材料上,且推测细菌T1与硅藻土表面的硅发生化学成键现象,更加稳定,有利于进一步利用。（3）湖泊模拟修复实验中结果表明,曝气辅助固定化细菌T1对湖泊及沉积物的修复效果最佳,对水体COD去除率为75.98%、NH4+-N去除率为99.32%、TN去除率为89.36%,对沉积物TOC去除率为54.56%、TN去除率为44.84%,使沉积物体积减少14.93%。（4）通过基因组测序分析,曝气或投加固定化细菌T1会导致原沉积物中优势菌种硫化细菌（Thiobacillus）比例降低,硝化螺旋菌门（Nitrospirae）和亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）比例明显增加,提高了沉积物中微生物菌群的氮代谢能力;曝气或投加固定化细菌T1还会影响底泥中细菌群落结构多样性,使得各处理组底泥微生物多样性均有提高,其中曝气辅助固定化细菌T1对提高沉积物中微生物群落多样性的效果最佳。
王以尧,高红,徐祖信[9]（2017）在《水域富营养化修复新方法——将太阳能高效转化为水动力》文中研究表明针对于自然水域富营养化加剧的现象,富营养化水域修复的基本原理入手,分析了自由移动的太阳能曝气具有的较好的水体交换功能、水动力条件、溶解氧传输功能,以及低碳环保的好处。理论分析、相应功能应用实例和设备应用实践证明,该方法能够有效缓解、修复自然水域富营养化现象。
王浩[10]（2016）在《填料式F-CASS工艺处理高氨氮高有机废水试验研究》文中研究说明随着工业的迅速发展,工业废水排水量日渐增多。工业废水中有机污染物浓度高,同时含有大量的水体富营养化物质（氨氮）使其对生态环境有很大的危害性,因此开发一种高效廉价的高氨氮高有机负荷工业污水处理工艺成为了亟待解决的难题。本文拟采用填料式F-CASS组合工艺对模拟高氨氮高有机负荷工业废水进行试验研究,在发挥F-CASS运行稳定及膜组件（无纺布）价格低廉等优点的同时,采用投加填料的方式来强化其生物处理效能。试验通过填料式F-CASS反应器系统的启动与运行,对模拟废水中的CODCr和氨氮等污染物的去除效能进行研究分析并考察了系统的最佳运行工况,同时对反应器内的生物群落监测分析,探究其生物群落构成以及分布规律。采用接种污泥培养法对填料式F-CASS反应器内活性污泥进行培养驯化,经过24天,反应器系统进入稳定运行阶段,CODCr由进水的850mg/L降低到15mg/L, CODCr去除率达到98.2%;氨氮由进水的80mg/L降低到18mg/L,氨氮去除率达到77.5%。对于填料式F-CASS工艺发生的丝状菌污泥膨胀工况,采用投加0.5μL/L的30%过氧化氢溶液的方式有效的杀灭了反应器内的丝状菌,同时加入90mg/L的聚合氯化铝以增加污泥的沉降性能,达到快速控制污泥膨胀的目的,经7天反应器系统恢复正常运行。考察了水力停留时间、曝气时间和排水比等影响因素对填料式F-CASS工艺对高氨氮高有机负荷工业废水去除效能的影响规律。随着水力停留时间的增大CODCr去除效率逐渐增强,在水力停留时间8h时系统对氨氮的去除效果最佳;CODCr和氨氮的去除率随曝气时间的长短成正比,但曝气时间为4h与5h时,去除率差异较小;通过对排水比考察表明,反应器去除效能随着排水比的增大而减小;通过中心组合试验以及响应曲面分析的方法得出反应器系统最佳运行工况为曝气时间4h、排水比1:3以及水力停留时间为8h,此时,CODCr、氨氮、总氮和总磷由进水的823.56mg/L、79.02mg/L、84.03mg/L和 6.07mg/L 降至 9.82mg/L、14.63mg/L、19.21mg/L 和 0.70mg/L,去除率分别高达 98.79%、81.69%、77.14%和 88.56%。分别对填料内污泥以及主反应区污泥进行生物群落检测,结果表明:反应器内活性污泥的群落丰富度高于填料内活性污泥的群落丰富度;反应器内活性污泥的优势菌种是硝化菌而填料内的优势菌种为反硝化菌;填料上污泥群落分布结构为填料表面附着硝化菌,填料内部主要为反硝化菌,整个填料形成了一个表面好氧内部厌氧的环境,这对氨氮的去除起到关键性作用;填料内部长期处于厌氧状态因而培养出部分反硝化聚磷菌,这对磷的去除起到增强的作用。
二、移动曝气与固定曝气性能比较研究（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、移动曝气与固定曝气性能比较研究（论文提纲范文）
（1）磁絮凝-吸附组合工艺去除污染河水氮磷效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 污染河水的处理方法 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 生态法 |
| 1.2.3 物理法 |
| 1.2.4 化学法 |
| 1.3 吸附法处理污染河水 |
| 1.3.1 吸附法原理和吸附剂选择 |
| 1.3.2 沸石处理污染河水 |
| 1.4 磁絮凝处理污染河水 |
| 1.4.1 磁絮凝原理 |
| 1.4.2 磁絮凝的影响因素 |
| 1.4.3 磁絮凝处理污染河水研究进展 |
| 1.5 本课题的研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 PAZ水凝珠的制备及其氨氮吸附实验 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PAZ水凝珠的制备 |
| 2.3.2 PAZ水凝珠的表征 |
| 2.3.3 PAZ吸附氨氮实验 |
| 2.3.4 PAZ吸附氨氮的干扰因素 |
| 2.3.5 PAZ再生性能分析 |
| 2.3.6 PAZ对氨氮的动态吸附 |
| 2.3.7 PAZ水凝珠改性 |
| 2.4 PAZ水凝珠表征 |
| 2.4.1 PAZ水凝珠表面形态分析 |
| 2.4.2 PAZ水凝珠官能团分析 |
| 2.4.3 PAZ水凝珠比表面积分析 |
| 2.4.4 PAZ水凝珠晶体结构分析 |
| 2.4.5 PAZ水凝珠表面官能团及元素结合形态分析 |
| 2.5 PAZ吸附氨氮实验 |
| 2.5.1 吸附剂投加量对氨氮吸附的影响 |
| 2.5.2 p H对氨氮吸附的影响 |
| 2.5.3 水温对氨氮吸附的影响 |
| 2.6 氨氮吸附的影响因素 |
| 2.6.1 共存阳离子对氨氮吸附的影响 |
| 2.6.2 有机物对氨氮吸附的影响 |
| 2.7 PAZ水凝珠吸附实际河水 |
| 2.8 PAZ-20 再生实验 |
| 2.9 PAZ-20 动态吸附实验 |
| 2.9.1 流速对氨氮动态吸附的影响 |
| 2.9.2 PAZ-20 用量对氨氮动态吸附的影响 |
| 2.10 PAZ-20 水凝珠高温改性 |
| 2.10.1 不同改性温度对PAZ-20 的影响 |
| 2.10.2 不同改性时间对PAZ-20 的影响 |
| 2.11 小结 |
| 第三章 磁絮凝工艺处理模拟污染河水条件优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验用水 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 絮凝剂的比选 |
| 3.3.1 不同絮凝剂的除磷效果 |
| 3.3.2 不同絮凝剂对Zeta电位的影响 |
| 3.4 磁絮凝处理模拟河水 |
| 3.4.1 PAC和 PAM投加量对磁絮凝除磷的影响 |
| 3.4.2 磁种投加量和沉淀时间对磁絮凝除磷的影响 |
| 3.4.3 快搅和慢搅速度对磁絮凝除磷的影响 |
| 3.4.4 快搅和慢搅时间对磁絮凝除磷的影响 |
| 3.4.5 药剂投加顺序对磁絮凝除磷的影响 |
| 3.5 正交实验优化磁絮凝除磷 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 吸附-磁絮凝处理污染河水性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 吸附-磁絮凝处理污染河水 |
| 4.2.2 吸附动力学 |
| 4.2.3 吸附等温线 |
| 4.2.4 吸附热力学 |
| 4.2.5 PAZ水凝珠吸附氨氮机理研究 |
| 4.3 吸附-磁絮凝组合工艺处理模拟河水 |
| 4.3.1 流速对处理效果的影响 |
| 4.3.2 PAZ-20 用量对处理效果的影响 |
| 4.4 吸附-磁絮凝组合工艺处理实际河水 |
| 4.5 吸附动力学 |
| 4.6 吸附等温线 |
| 4.7 吸附热力学 |
| 4.8 吸附机理 |
| 4.8.1 官能团分析 |
| 4.8.2 比表面积分析 |
| 4.8.3 表面官能团及元素结合形态分析 |
| 4.9 磁絮凝絮体形貌和官能团变化 |
| 4.9.1 磁絮凝过程形貌变化 |
| 4.9.2 磁絮凝过程官能团变化 |
| 4.10 小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（2）黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 黑臭水体的定义 |
| 1.2 黑臭水体的成因分析 |
| 1.2.1 水体黑臭的原理 |
| 1.2.2 水体黑臭的成因及其影响因素分析 |
| 1.2.3 水体黑臭的可操控因素 |
| 1.3 黑臭水体的治理技术综述 |
| 1.3.1 城市污染河流净化与修复原理 |
| 1.3.2 物理方法及措施 |
| 1.3.3 化学法技术及措施 |
| 1.3.4 生物法技术及措施 |
| 1.3.5 生态修复技术及措施 |
| 1.4 黑臭水体的评价标准 |
| 1.4.1 分级标准与测定方法 |
| 1.4.2 布点与测定频率 |
| 1.4.3 黑臭水体级别判定 |
| 1.5 本文的研究内容及技术路线 |
| 第2章 黑臭水体调查分析 |
| 2.1 河道概况 |
| 2.2 水环境质量现状 |
| 2.3 排水现状 |
| 2.4 未来排水情况分析 |
| 2.4.1 总体规划 |
| 2.4.2 排水专项规划分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 黑臭水体治理关键技术研究 |
| 3.1 水体特征与治理目标 |
| 3.1.1 水体基本特征 |
| 3.1.2 水体黑臭成因分析 |
| 3.1.3 治理目标 |
| 3.2 排水体制论证 |
| 3.2.1 InfoWorks ICM建模分析 |
| 3.2.2 方案比较 |
| 3.3 合流制截污改造关键技术 |
| 3.3.1 合流制改造方法研究 |
| 3.3.2 泵站的选址 |
| 3.3.3 雨水量计算 |
| 3.3.4 污水量计算 |
| 3.3.5 合流泵站参数的确定 |
| 3.4 水处理设施及补水循环技术方案研究 |
| 3.4.1 补水循环 |
| 3.4.2 水处理 |
| 3.5 河道清淤技术方案研究 |
| 3.5.1 清淤方法与淤泥的利用 |
| 3.5.2 清淤量计算 |
| 3.6 水生态技术方案研究 |
| 3.6.1 增设水力推进设施 |
| 3.6.2 人工浮床水生植物技术 |
| 3.6.3 布置方式 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 水体长效管理机制研究 |
| 4.1 管理机构工作内容 |
| 4.2 管理内容 |
| 4.3 工程运行管理 |
| 4.3.1 管理制度 |
| 4.3.2 河湖运行管理内容 |
| 4.3.3 水生植物养护措施 |
| 4.3.4 建立河长制 |
| 4.3.5 人员编制 |
| 4.3.6 管理装备配置 |
| 4.4 流域信息化管控平台的建立思路 |
| 4.4.1 系统总体性能目标 |
| 4.4.2 系统架构设计 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）BIOLAK+水解酸化+A2/O+化学氧化工艺处理猪场沼液的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 猪场沼液的来源与性质 |
| 1.3 猪场沼液废水处理技术 |
| 1.3.1 资源性利用技术 |
| 1.3.2 自然生态净化技术 |
| 1.3.3 工业化处理技术 |
| 1.3.4 其他处理技术与方法 |
| 1.4 主要研究内容与创新 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 主要研究内容与目的 |
| 第2章 理论基础 |
| 2.1 Biolak工艺的理论基础 |
| 2.1.1 Biolak工艺原理 |
| 2.1.2 Biolak工艺特点 |
| 2.1.3 Biolak工艺的主要设计参数 |
| 2.1.4 Biolak工艺的应用 |
| 2.2 水解酸化工艺的理论基础 |
| 2.2.1 水解酸化工艺原理 |
| 2.2.2 水解酸化工艺的影响因素及特点 |
| 2.2.3 水解酸化工艺的主要设计参数 |
| 2.2.4 水解酸化工艺的应用 |
| 2.3 A_2/O工艺的理论基础 |
| 2.3.1 A~2/O工艺原理 |
| 2.3.2 A~2/O工艺的影响因素及特点 |
| 2.3.3 A~2/O工艺主要设计参数 |
| 2.3.4 A~2/O工艺的应用 |
| 2.4 化学氧化工艺 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验时间与地点 |
| 3.2 废水来源与性质 |
| 3.3 监测项目与分析方法 |
| 3.4 主要实验试剂 |
| 3.5 绘制标准曲线 |
| 3.5.1 磷标准曲线 |
| 3.5.2 氨氮标准曲线 |
| 3.6 二氧化氯实验 |
| 3.6.1 加入量的影响 |
| 3.6.2 pH的影响 |
| 3.6.3 反应时间的影响 |
| 3.7 混凝沉淀实验 |
| 3.7.1 PAC最佳投加量的确定 |
| 3.7.2 PAM最佳投加量的确定 |
| 3.7.3 pH对混凝沉淀的影响 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 工程调试及运行 |
| 4.1 工程概况 |
| 4.1.1 废水处理工艺流程及说明 |
| 4.1.2 主要建构筑物及设备 |
| 4.2 BIOLAK系统的启动与运行 |
| 4.2.1 BIOLAK系统的启动 |
| 4.2.2 BIOLAK系统的启动运行效果 |
| 4.3 水解酸化塘+A~2/O池的启动与运行 |
| 4.3.1 水解酸化塘启动 |
| 4.3.2 A~2/O池的启动 |
| 4.3.3 A~2/O池的运行效果 |
| 4.4 化学氧化池的运行 |
| 4.5 整体运行效果与特点 |
| 4.5.1 组合工艺运行效果 |
| 4.5.2 组合工艺特点 |
| 4.6 综合分析 |
| 4.6.1 工程投资成本估算 |
| 4.6.2 运行费用分析 |
| 4.6.3 环境效益分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（4）改良A/O工艺处理生活污水的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 现有污水处理工艺 |
| 1.2.1 生物膜法 |
| 1.2.2 活性污泥法 |
| 1.3 A/O工艺在废水处理中的应用 |
| 1.3.1 传统A/O工艺 |
| 1.3.2 组合高效生物反应器 |
| 1.3.3 改良A/O工艺 |
| 1.4 脱氮技术原理 |
| 1.4.1 生物脱氮原理 |
| 1.4.2 物理化学脱氮原理 |
| 1.5 课题研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 试验装置和试验方法 |
| 2.1 试验装置与工艺流程 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 工艺流程 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 试验所需药品 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.3 试验分析项目和方法 |
| 2.3.1 试验检测项目 |
| 2.3.2 常规指标分析方法 |
| 2.3.3 生物分析方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 改良A/O工艺与传统A/O工艺效能的对比研究 |
| 3.1 系统启动的影响因素 |
| 3.1.1 曝气装置及方式 |
| 3.1.2 活性污泥培养方式 |
| 3.2 系统启动 |
| 3.2.1 系统启动阶段 |
| 3.2.2 启动阶段污泥的性状 |
| 3.2.3 水力停留时间对系统的影响 |
| 3.2.4 硝化液回流比对系统的影响 |
| 3.2.5 C/N比对系统的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 改良A/O工艺系统影响因素分析 |
| 4.1 氮在改良A/O工艺系统中的去除规律 |
| 4.1.1 氨氮在改良A/O工艺系统中的降解规律 |
| 4.1.2 总氮在改良A/O工艺系统中的去除规律 |
| 4.1.3 硝酸盐氮在改良A/O工艺中的降解规律 |
| 4.2 COD在改良A/O工艺中的降解规律 |
| 4.3 改良A/O工艺系统特点说明 |
| 4.3.1 改良A/O工艺系统的优势 |
| 4.3.2 改良A/O工艺系统运行过程中需要注意的问题 |
| 4.4 低碳源对系统脱氮的影响 |
| 4.4.1 低碳源条件下系统的脱氮效果 |
| 4.4.2 低碳源条件下改良A/O工艺系统对氨氮的去除效能 |
| 4.4.3 低碳源条件下传统A/O工艺系统对氨氮的去除效能 |
| 4.4.4 低碳源条件下改良A/O工艺系统对总氮的去除效能 |
| 4.4.5 低碳源条件下传统A/O工艺系统对总氮的去除效能 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）人工曝气技术在黑臭河道治理中的应用（论文提纲范文）
| 1 曝气技术的净化原理 |
| 2 常见曝气设备 |
| (1）鼓风机-微孔布气管曝气系统 |
| (2）机械曝气设备 |
| (2）移动式充氧平台 |
| 3 黑臭河道中曝气效果及实例应用 |
| 3.1 曝气在黑臭河道中应用实例 |
| 3.2 不同曝气方式的曝气效果 |
| 4 黑臭河道中曝气与其他措施的结合应用 |
| 4.1 曝气生态净化系统 |
| 4.2 投加微生物制剂 |
| 4.3 生物膜技术 |
| 4.4 控制河流流速 |
| 5 结语与展望 |
（6）污水处理设备推流装置参数优化设计与仿真研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 污水处理设备发展概述 |
| 1.2 增氧曝气机简介与发展现状 |
| 1.2.1 增氧曝气机简介 |
| 1.2.2 增氧曝气机发展现状 |
| 1.3 增氧曝气机研究方向 |
| 1.4 论文研究意义和主要内容 |
| 1.4.1 论文研究意义 |
| 1.4.2 论文主要内容 |
| 第2章 增氧曝气机性能参数与运行机理 |
| 2.1 增氧曝气机性能要求 |
| 2.1.1 增氧曝气机工作要求 |
| 2.1.2 增氧曝气机主要性能参数 |
| 2.2 增氧曝气机整体结构设计与建模分析 |
| 2.2.1 增氧曝气机整体结构 |
| 2.2.2 聚氧磁化装置设计分析 |
| 2.2.3 增氧推流装置设计分析 |
| 2.3 增氧曝气机的工作机理 |
| 2.3.1 工作过程原理 |
| 2.3.2 磁化氧气转移原理 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 增氧推流装置参数优化与流体仿真 |
| 3.1 参数优化与流体仿真理论 |
| 3.1.1 流体力学理论 |
| 3.1.2 螺旋桨推进效率分析 |
| 3.2 叶梢间隙对推进效率的影响 |
| 3.2.1 叶梢间隙结构参数分析 |
| 3.2.2 叶梢间隙参数优化与仿真 |
| 3.2.3 叶梢间隙对推进效率影响 |
| 3.3 桨叶盘面比对推进效率影响 |
| 3.3.1 盘面比结构参数分析 |
| 3.3.2 盘面比对推进效率影响 |
| 3.4 螺距比对推进效率影响 |
| 3.4.1 螺距比结构参数分析 |
| 3.4.2 螺距比对推进效率影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 增氧推流装置气液两相流数值模拟 |
| 4.1 气液两相流流体力学基础 |
| 4.1.1 两相流主要参数 |
| 4.1.2 两相流基本方程 |
| 4.2 增氧推流装置气液两相流仿真 |
| 4.2.1 三维模型导入及网格划分 |
| 4.2.2 选择湍流模型和两相流模型 |
| 4.2.3 边界条件设置 |
| 4.2.4 气液两相流仿真结果对比分析 |
| 4.3 CFD-PBM模型仿真及气泡大小分布 |
| 4.3.1 气泡的运动特性 |
| 4.3.2 气液两相流流型 |
| 4.3.3 PBM模型分析气泡破碎及汇聚 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 增氧推流装置电机匹配及模态分析 |
| 5.1 增氧推流装置电机匹配 |
| 5.2 模态分析理论 |
| 5.3 空心主轴模态分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 本文总结 |
| 6.2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及科研成果 |
| 致谢 |
（7）基于在线监测的湖泊水质预测及评价研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外发展现状 |
| 1.2.1 水质监测国内外研究现状 |
| 1.2.2 水质预测国内外研究现状 |
| 1.3 课题来源及主要研究内容 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.4 论文结构 |
| 1.5 本章小结 |
| 第2章 数据获取与数据可靠性分析 |
| 2.1 水质监测系统简介 |
| 2.2 水质实时数据的采集 |
| 2.2.1 采集现场基本情况 |
| 2.2.2 数据采集单元 |
| 2.2.3 数据传输 |
| 2.3 在线监测数据的可靠性分析 |
| 2.3.1 数据合格率分析 |
| 2.3.2 数据显着性检验 |
| 2.3.3 数据相关性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 水质数据预处理 |
| 3.1 异常值数据分析 |
| 3.2 异常值识别及修正 |
| 3.2.1 异常值初次识别 |
| 3.2.2 异常值二次识别并修正 |
| 3.2.3 拟合效果分析 |
| 3.3 数据整合 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 LM-BP神经网络模型预测水质 |
| 4.1 LM-BP神经网络预测模型的建立 |
| 4.2 LM-BP神经网络模型初始化 |
| 4.2.1 初始化网络结构 |
| 4.2.2 数据集整理 |
| 4.2.3 数据归一化 |
| 4.3 水质预测模型的训练 |
| 4.3.1 网络训练流程 |
| 4.3.2 训练确定最终超参数 |
| 4.4 预测模型仿真及测试结果输出 |
| 4.4.1 预测模型仿真 |
| 4.4.2 测试集预测结果的输出 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 预测结果分析及水质评价 |
| 5.1 水质预测结果分析 |
| 5.1.1 水质预测模型预测结果评价 |
| 5.1.2 数据预处理对预测效果的影响 |
| 5.1.3 多元线性回归预测水质的效果分析 |
| 5.2 三种预测方式的结果比较 |
| 5.3 水质评价 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间发表的成果 |
（8）固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 湖泊中的氮污染 |
| 1.1.1 湖泊中的氮循环 |
| 1.1.2 湖泊氮素的来源与污染现状 |
| 1.1.3 湖泊中过量氮素的危害 |
| 1.1.4 湖泊氮素的去向 |
| 1.2 湖泊及底泥中氨氮污染的处理技术 |
| 1.2.1 微生物脱氮研究进展 |
| 1.2.2 异养硝化好氧反硝化脱氮细菌研究进展 |
| 1.2.3 微生物对湖泊水体原位修复的限制因素 |
| 1.3 微生物的固定化技术 |
| 1.3.1 固定化微生物的制备方法 |
| 1.3.2 目前常见的固定化载体 |
| 1.3.3 吸附法微生物固定化的机理与影响因素 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 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 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 培养基及模拟废水 |
| 2.4 实验菌株 |
| 2.5 实验所用载体材料 |
| 2.6 固定化方法 |
| 2.7 实验检测项目与分析方法 |
| 2.7.1 生物量的检测分析方法 |
| 2.7.2 固定化载体表面Zeta电位的测定 |
| 2.7.3 固定化载体比表面积、孔径、孔体积的测定 |
| 2.7.4 载体材料固定化前后的红外光谱分析 |
| 2.7.5 载体材料固定化前后的X射线光电子能谱分析 |
| 2.7.6 固定化载体的晶型结构分析 |
| 2.7.7 固定化载体材料固定化前后的形貌分析 |
| 2.7.8 湖泊水体及沉积物基本性质的测量方法 |
| 2.7.9 分子生物学鉴定方法 |
| 第3章 微生物的固定化研究 |
| 3.1 实验内容与方法 |
| 3.1.1 最适固定化载体的筛选 |
| 3.1.2 最适固定化条件的探究 |
| 3.1.3 固定化细菌T1 的保存条件研究 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同载体对固定化的影响 |
| 3.2.2 温度对固定化的影响 |
| 3.2.3 pH对固定化的影响 |
| 3.2.4 转速对固定化的影响 |
| 3.2.5 时间对固定化的影响 |
| 3.2.6 不同保藏温度下固定化细菌T1 生物量的变化 |
| 3.2.7 不同保藏温度下固定化细菌T1 脱氮性能的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 吸附法微生物固定化的机理探究 |
| 4.1 实验内容与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 载体材料的比表面积和孔径分析 |
| 4.2.2 载体材料的Zeta电位 |
| 4.2.3 载体与固定化细菌T1 的红外分析 |
| 4.2.4 载体材料的XRD分析 |
| 4.2.5 载体与固定化细菌T1的XPS分析 |
| 4.2.6 载体材料固定化前后的SEM形貌分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 固定化细菌T1对湖泊的模拟修复实验 |
| 5.1 实验内容与方法 |
| 5.1.1 水样及泥样的采集 |
| 5.1.2 湖泊模拟修复实验方法 |
| 5.1.3 实验装置 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 水体的修复效果 |
| 5.2.2 沉积物的修复效果 |
| 5.2.3 沉积物的体积变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 不同修复方式对沉积物中土着微生物的影响 |
| 6.1 实验内容与方法 |
| 6.1.1 实验装置 |
| 6.1.2 沉积物微生物群落送样分析 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 Alpha多样性分析 |
| 6.2.2 Beta多样性分析 |
| 6.2.3 物种组成分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（9）水域富营养化修复新方法——将太阳能高效转化为水动力（论文提纲范文）
| 1 自然水域富营养化现象加剧 |
| 2 富营养化修复常规措施及存在的问题 |
| 3 自由移动太阳能曝气的优势 |
| 3.1 移动性能具有更好的水体交换功能和水动力条件 |
| 3.2 移动曝气具有更好的溶解氧传输效率 |
| 3.3 使用太阳能更具灵活性且更环保 |
| 4 展望 |
（10）填料式F-CASS工艺处理高氨氮高有机废水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 工业废水污染现状 |
| 1.1.2 工业废水污染防治 |
| 1.2 高氨氮工业废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 典型高氨氮工业废水处理技术及其研究现状 |
| 1.2.2 工艺关键部位 |
| 1.2.3 工艺运行的影响因素 |
| 1.3 生物法对有机污染与氨氮的去除机理 |
| 1.3.1 生物法对有机物污染物的去除机理 |
| 1.3.2 生物脱氮机理 |
| 1.4 布反应器在生物处理中的应用现状 |
| 1.5 课题研究目意义及研究内容 |
| 1.5.1 课题研究目的及意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与测定方法 |
| 2.1 试验装置与材料 |
| 2.2 试验设备 |
| 2.3 试验条件 |
| 2.3.1 试验水质 |
| 2.3.2 试验分析项目与方法 |
| 2.3.3 分子生物学检测方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 填料式F-CASS反应器系统启动及运行 |
| 3.1 影响系统启动的主要因素 |
| 3.1.1 填料以及曝气方式 |
| 3.1.2 污泥培养方式 |
| 3.2 系统启动及稳定运行 |
| 3.2.1 系统启动阶段 |
| 3.2.2 系统运行效果 |
| 3.2.3 工艺启动阶段污泥污的培养 |
| 3.3 污泥膨胀及控制 |
| 3.3.1 污泥膨胀诱发机理 |
| 3.3.2 污泥膨胀诱发因素 |
| 3.3.3 污泥膨胀诱控制措施 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 反应器系统连续运行效能研究 |
| 4.1 水力停留时间对处理效能的影响 |
| 4.1.1 对COD_(Cr)去除的影响 |
| 4.1.2 对氨氮去除的影响 |
| 4.1.3 对总氮去除的影响 |
| 4.1.4 对总磷去除的影响 |
| 4.2 曝气时间对处理效能的影响 |
| 4.2.1 对COD_(Cr)去除的影响 |
| 4.2.2 对氨氮去除的影响 |
| 4.2.3 对总氮去除的影响 |
| 4.2.4 对总磷去除的影响 |
| 4.3 排水比对处理效能的影响 |
| 4.3.1 对COD_(Cr)去除的影响 |
| 4.3.2 对氨氮去除的影响 |
| 4.3.3 对总氮去除的影响 |
| 4.3.4 对总磷去除的影响 |
| 4.4 运行工况的响应曲面法优化 |
| 4.4.1 响应曲面法与中心组合实验设计 |
| 4.4.2 去除效果的模拟分析 |
| 4.5 无纺布对处理效能的影响 |
| 4.5.1 对COD_(Cr)去除的影响 |
| 4.5.2 对氨氮去除的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 生物群落分析 |
| 5.1 宏基因组学的提出 |
| 5.2 宏基因组对样本的分析流程 |
| 5.3 样本的选取以及分析结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、移动曝气与固定曝气性能比较研究（论文参考文献）
- [1]磁絮凝-吸附组合工艺去除污染河水氮磷效果研究[D]. 魏超. 江南大学, 2021(01)
- [2]黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例[D]. 王燕平. 扬州大学, 2021(08)
- [3]BIOLAK+水解酸化+A2/O+化学氧化工艺处理猪场沼液的应用研究[D]. 张广润. 南昌大学, 2020(01)
- [4]改良A/O工艺处理生活污水的效能研究[D]. 刘耀. 哈尔滨工程大学, 2020(05)
- [5]人工曝气技术在黑臭河道治理中的应用[J]. 龚梦丹. 环保科技, 2020(01)
- [6]污水处理设备推流装置参数优化设计与仿真研究[D]. 尹艳辉. 吉林大学, 2019(11)
- [7]基于在线监测的湖泊水质预测及评价研究[D]. 成思梦. 武汉理工大学, 2019(07)
- [8]固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮[D]. 肖尧. 中南民族大学, 2019(08)
- [9]水域富营养化修复新方法——将太阳能高效转化为水动力[J]. 王以尧,高红,徐祖信. 四川环境, 2017(01)
- [10]填料式F-CASS工艺处理高氨氮高有机废水试验研究[D]. 王浩. 哈尔滨工程大学, 2016(03)