一、以天然气候进行污泥的冻融处理（论文文献综述）
杨永雨[1]（2021）在《海藻酸厌氧降解菌群的富集及其降解污泥中胞外聚合物性能的研究》文中研究说明海藻酸（Alg）是由甘露糖醛酸（M）和古罗糖醛酸（G）聚合而成的高分子多糖。大约有10%的海藻酸盐类的胞外多糖（ALE）存在于好氧污泥中,其作为污泥絮凝体和颗粒中胞外基质的重要组成部分,往往被忽视。而这些难降解的胞外聚合物（EPS）是污泥厌氧消化过程中的限速步骤之一。因此,筛选并富集海藻酸降解菌株（ADB）或菌群（ADC）,并将其应用于市政污泥的厌氧消化,有望提升污泥厌氧消化效率,促进污泥的资源化利用。本研究包括:1)以海藻酸（Alg）为唯一碳源,分别采用平板画线法和继代培养法对ADB和ADC进行富集和筛选,纯化出的高效降解海藻酸的菌群ADC,其世代周期和降解海藻酸的能力远优于纯菌株ADB。经过16S r RNA基因高通量测序发现ADC中以负责产酸的厚壁菌门（Fimicutes）为主,该菌门在第360天,占比达到96%以上。2)通过单因素实验设计,分别对影响菌群生长的因子进行优化。得到混菌ADC最佳的生长和产气条件为:10g/L的海藻酸钠浓度,10%的接种量,p H7,80 rpm,30℃。3)通过对海藻酸厌氧降解过程中的生长曲线和产气累积曲线,中间代谢产物、产气、酶活、海藻酸分子量和浓度、s COD进行定量和定性的分析,发现ADC生长的缓滞期短,66 hr即达到稳定期,并将海藻酸钠几乎全部转化为代谢产物VFAs,CO2和CH4等;ADC对数生长期胞外酶的酶活（2.72 U/m L）高于胞内酶活（0.4 U/m L）。该混菌具有很强的产酸能力,抑制了产甲烷过程,产气以CO2为主。最终厌氧体系中存在大量乙酸（1000-1500 mg/L）、正丁酸（450-650 mg/L）和异丁酸（116 mg/L）。因为ADC是产酸型的菌群,所以s COD达到的最高降解率（66 hr）仅为21%。并通过对数期和稳定期的宏转录组进行测定,推测海藻酸在ADC作用下的降解路径为:首先一株不可培养细菌（uncultured bacteria）利用海藻酸裂解酶（alginate lyase,EC 4.2.2.3）以及寡海藻酸裂解酶（oligo-alginate lyase,EC:4.2.2-）将海藻酸迅速转化成小分子的多糖及DEH单体,然后梭菌通过糖酵解途径（EMP,Embden-Meyerhof-Parnas）和脱氧酮糖酸（ED,Entner-Doudoroff）酵解路径进入丙酮酸循环,从而进一步通过乙酰辅酶A转化为大量乙酸、少量丁酸和CO2,部分乙酸通过甲烷化转化为CO2。相比于传统的海藻酸甲烷转化型菌群,得到了高纯度以及高产更高经济价值的VFAs的功能菌群。4)将混菌ADC以10%的接种量投加到市政生活好氧污泥中EPS进行厌氧消化,由3D-EEM荧光光谱发现其中微生物代谢的溶解性物质（区域Ⅳ）的占比最高。通过降解实验发现混菌ADC对EPS的产酸（乙酸为主）、产气（CH4为主）以及s COD的降解起到了一定的促进作用,尤其是对有机物浓度较高的TB-EPS。并发现混菌ADC对紧致型TB-EPS的色氨酸类蛋白（区域Ⅱ）有降解能力外、对非蛋白物质可溶解性微生物代谢物质副产物（区域Ⅳ）以及腐殖酸类的物质（区域Ⅴ）也有降解能力。
武亚军,何心妍,张旭东,张云达,嵇佳伟[2]（2021）在《冻融预处理填埋污泥的室内真空脱水试验》文中提出为了对填埋污泥进行进一步原位减量处理,研究冻融联合真空预压工艺的减量效果。从上海某填埋场取样,首先设定0、-6、-11、-14.5和-18.5℃5种不同冷冻温度对污泥进行冻融处理,分析冷冻温度对污泥的比阻和界限含水率的影响;然后进行冻融联合真空预压小型模型试验,通过与单纯真空预压试验进行对比,研究不同工况下排水量、排水速度、沉降量、减容比、含水率和无侧限抗压强度的变化规律。结果表明:冻融处理可以有效降低污泥比阻,从而改善其脱水性能,并在-11℃时达到最优处理效果;经冻融预处理的污泥在真空预压试验过程中表现出很好的排水固结效果,最优处理温度与污泥比阻试验结果一致,处理后污泥含水率最低可降至54.0%,无侧限抗压强度最高可达42.84 kPa,最大减容比为40%,达到了填埋污泥减量的目的。
蒋心茹,姬高升,刘杨,房俊楠,许力山,谢炎东,闫志英[3]（2020）在《市政污泥胞外聚合物（EPS）的形成过程与解聚方法研究进展》文中研究说明市政污泥厌氧发酵能将污泥所含有机质转化为能源物质甲烷,使污泥实现"减量化"、"无害化"、"资源化",但发酵效率与污泥胞外聚合物（extracellular polymeric substance,EPS）的降解程度密切相关.综述了EPS的形成机理、解聚方法及其组分检测技术.主要结论为EPS由多聚糖类、脂质、蛋白质、DNA以及某些小分子类物质相互结合、聚集而成.根据物质之间结合的紧密程度,EPS可分为4个层次,因此EPS解聚方法通过对其结构破坏程度不同而表现出不同的EPS溶解率.解聚方法大致可分为物理、化学和生物3种,其中生物法效果显着、反应条件温和、反应过程能耗低且对环境无二次污染,具有巨大的应用前景. EPS组分检测技术通过监测EPS中金属离子、腐殖质、水分等的迁移以及污泥结构变化,评价EPS降解程度,为理解污泥厌氧发酵过程、提高污泥厌氧发酵效率提供新的视角和观点,同时为实现污泥厌氧发酵沼渣农林化利用提供理论支撑.最后提出EPS作为有机聚合体,生物预处理法优势明显,能在提高EPS溶解率的同时减少厌氧反应抑制物生成,实现污泥生物质资源的高效安全利用.（图4表2参67）
蒋婷[4]（2019）在《废纸造纸污泥资源化利用技术研究》文中研究指明废纸造纸是资源化利用的一种途径,但废纸造纸企业在造纸过程中污泥产生量大,包括浆渣和废水处理过程中产生的污泥两大类,造纸污泥的处理处置是废纸造纸企业发展的主要瓶颈。而国家和地方政府高度重视造纸污泥处理处置工作,面对造纸产业发展政策的迫切要求,应遵循污泥处理处置资源化、减量化的原则,结合污泥的特点,积极探索造纸污泥资源化利用技术,对实现造纸工业的健康可持续发展具有重要的现实意义。本文选择了一个典型的废纸造纸企业,通过对造纸污泥产生情况调研及性质测定,构建了废纸造纸污泥资源化利用技术模式:对纤维素含量多、长宽度大的污泥,考察其作为造纸原料的可行性,探究增强剂、干强剂和淀粉用量对污泥抄造手抄片的性能改善情况,研究符合国家标准的纸浆与混合污泥比例,并在实际工程中进行应用;对纤维素含量少、长宽度小的污泥,采用十六烷基三甲基溴化铵（Cetyltrimethylammoniumbromide,CTMAB）和粉煤灰联合调理技术对其进行化学调理,降低污泥含水率,从粒径分布、Zeta电位、胞外聚合物、结合水含量等四个方面探讨联合调理的机理,并对其最佳工艺条件进行探究。主要结论如下:1、废纸造纸污泥性质研究。实地调研发现废纸造纸企业主要产生浆渣、斜网污泥、初沉污泥和生化污泥四种污泥,吨纸产生量分别为1.574 t（含水率97.44%）、0.585 t（含水率 97.35%）、0.491 t（含水率 98.05%）和 0.505 t（含水率98.80%）,pH为6.89～7.96,金属元素含量未超过《城镇污水处理厂污泥泥质》（GB/T 24188-2009）中泥质选择性控制指标的限值。斜网污泥和浆渣纤维素含量分别为37.76%和36.69%,主要由纤维交错分布构成,纤维长度在3～4 mm左右,宽度在30～60 μm。初沉污泥和生化污泥纤维素含量分别为28.15%和20.48%,纤维长度仅为0.15～0.40mm,宽度在4～10μm。2、斜网污泥和浆渣再生利用技术研究。造纸原料中纸浆与浆渣比例为9:1,纸浆与斜网污泥比例为7:3时,手抄片可达到合格品标准,初沉污泥抄造的手抄片无法达到合格品标准。未添加助剂时,纸浆与混合污泥（浆渣:斜网污泥=2.7:1）比例≥9:1时手抄片可达到优等品,7:3可达到合格品。利用1000g混合浆料（浓度4%）抄造定量为140 g·m-2手抄片时,干强剂和增强剂的最佳用量分别为3 g和2g。添加助剂后,纸浆与混合污泥比例≥7:3时手抄片可达到优等品,6:4达到A等品,4:6时即可达到合格品。将污泥造纸技术应用于实际工程中,生产性试验制造的纱管原纸各项指标均满足合格品标准,规模化应用中每年可利用57158 t废纸（含固率85%）、2045407t浆渣（含水率97.44%）和760000t斜网污泥（含水率97.35%）,生产108644t纱管原纸。实现浆渣和斜网污泥削减量1984988吨/年和760000吨/年,废纸用量节约82926吨/年,节约浆渣和斜网污泥处置费用1450.04万元/年,减少废纸成本1.82亿元/年。3、初沉污泥和生化污泥调理技术研究。对比抽滤、离心和沉降性能,粉煤灰和CTMAB联合调理效果最好,污泥比阻降低了 87.28%。机理研究结果表明:污泥中结合水含量减少1.26%,污泥粒径没有变化,Zeta电位由负变为接近零电位,EPS中蛋白质/多糖上升156.02%,疏水性增强。此外,考察联合调理的投加顺序、投加量、搅拌等调理因素,确定最佳工艺条件为:对150mL造纸污泥先投加0.10 g粉煤灰,以200 r·min-1快搅强度搅拌2 min,90 r·min-1慢搅强度搅拌5min,再投加 0.35gCTMAB,以 200 r·min-1 快搅强度搅拌 2min,90 r·min-1 慢搅强度搅拌15 min后,污泥比阻降至9.837×1013 m·kg-1,滤饼含水率可降至55.31%。
李杭[5]（2018）在《生物酸化铁氧化深度脱水工艺对市政污泥中典型ARGs的去除》文中研究表明近些年来,抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARGs）作为一种重要的新型环境污染物,其污染问题日益严峻并逐渐受到国内外研究学者的广泛关注。污水处理厂（Wastewater treatment plants,WWTPs）废水污泥被认为是ARGs的重要储存库,传统的污水处理工艺往往会使ARGs在生物处理单元从废水转移到固体污泥当中,导致污泥中的ARGs大量富集。因此,剩余污泥的处理处置方法不当可能会造成ARGs的二次污染,对环境安全和人类健康造成潜在威胁。无论采用何种方式对剩余污泥进行处理处置,都需要预先对污泥进行脱水处理以降低污泥含水率、减少污泥体积,其中,促进污泥脱水的生物预调理法具有价格低廉、处理方便和环境友好等优点。课题组采用一株从矿坑废水中分离纯化而得的嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans XJF8,NCBI Accession:KF378735）在实验室内构建了生物酸化铁氧化深度脱水工艺,前期研究表明该工艺能够促进污泥深度脱水（含水率60%）,能够实现污泥的减量化。本文采用高通量定量PCR技术,探究了该工艺对市政污水污泥中8类典型ARGs（含移动基因元件）的40个基因亚型的去除效果。结果表明,该工艺对污泥中能够检出的16种目的ARGs亚型均有良好的去除效果（去除率为9.40%68.18%）,其中去除效果最好的为mphA-02基因。我们通过16S r RNA高通量测序技术对工艺处理过程中污泥样本的菌群结构进行了分析,发现处理后变形菌门、厚壁菌门和酸杆菌门的物种相对丰度显着提高,而酸性敏感菌和厌氧菌则明显减少。为了探究环境因子(pH和Fe2+)与污泥样本和污泥菌群之间的相互关系,我们采用R语言工具对三者进行了RDA分析,结果表明pH和Fe2+对污泥样本和污泥菌群有显着影响（P<0.05）,并与变形菌门、厚壁菌门和互养菌门呈正相关关系。同时,定量PCR结果显示供试菌Acidithiobacillus ferrooxidans XJF8在工艺处理各阶段的生物量很低（低于0.05%）,这可能是由于该菌作为自养菌的生长特性决定的,我们认为该菌的存在改变了污泥环境条件进而影响污泥菌群,从而实现目的ARGs的去除。为此,本文利用斯皮尔曼相关性检验（Spearman correlation）分析了污泥菌群与目的ARGs亚型之间的潜在关联,发现变形菌门和厚壁菌门的菌属对ARGs的去除贡献最大。最后,本文对供试菌株Acidithiobacillus ferrooxidans XJF8进行了全基因组扫描测序,将获得的基因序列与COG、GO、KEGG和CARD等数据库进行blast比对得到基因注释信息,使得从基因水平上对该菌的基本结构功能有了初步了解,为进一步探究Acidithiobacillus ferrooxidans XJF8在本工艺体系及其他污染治理应用中的作用机制奠定了基础。
吴东海[6]（2017）在《催化湿式氧化处理压裂返排液实验研究》文中进行了进一步梳理本文针对压裂返排液产量大、稳定性高、成分复杂、处理难度大和有机物含量高等污染特性,在传统水处理技术、非催化湿式氧化技术处理压裂返排液低效的基础上,采用催化湿式氧化处理压裂返排液,主要研究了催化剂制备、作用机理以及催化剂稳定性,分析了压裂返排液有机物结构变化和催化湿式氧化反应动力学。传统水处理技术包括次氯酸钠溶液和Fenton试剂处理压裂返排液。实验表明:次氯酸钠溶液和Fenton试剂处理压裂返排液,COD去除率分别为42.6%和60.3%。非催化湿式氧化压裂返排液实验表明,在最佳反应条件:温度250℃、氧分压2.5 MPa、反应时间120 min的条件下,非催化湿式氧化压裂返排液COD去除率达到86.1%,主要是溶液中仍然存在甲酸、乙酸等中间产物,它们是组成剩余COD（446.1 mg/L）的重要组成部分。经非催化湿式氧化后的压裂返排液经离子色谱分析检测发现乙酸浓度为387.4 mg/L,中间产物的高活化能是阻碍非催化湿式氧化性能的主要原因。催化湿式氧化用催化剂的类型主要有均相催化剂、金属氧化物和负载型催化剂,均相催化剂和负载型催化剂均具有较好的催化氧化性能,但是负载型催化剂能够有效避免均相催化剂严重渗滤的问题。采用浸渍法将金属铜负载于载体（A1203、活性炭（AC）、Si02、Ti02）表面,通过催化湿式氧化优选出最佳载体为活性炭。采用程序升温还原（TPR）、X射线衍射（XRD）、BET 比表面积、电镜扫描（SEM+EDS）和高分辨率透射电镜（HRTEM）等方法对单金属和双金属负载型催化剂的物化特性进行表征,分析结果表明Cu-Cr/AC具有较好的催化氧化性能,主要是因为催化剂具备活性组分良好的分散性、低的还原温度和良好孔隙结构等性能。5%Cu 1%Cr/AC催化剂（加量10 g/L）催化湿式氧化压裂返排液,其COD去除率高达97%。催化剂稳定性研究表明,新鲜的和再利用催化剂催化氧化性能变化较小,催化剂活性组分流失率较低。采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）和傅里叶红外（FT-IR）对压裂返排液中有机物结构进行表征,实验结果表明FT-IR分析官能团结构与GC-MS分析有机物上的官能团基本一致,催化湿式氧化反应前后有机物结构发生较大变化。GC-MS分析处理前后压裂返排液,表明芳香类有机化合物发生了开环和断链反应,降解为低分子无毒无害的无机化合物,大部分有机化合物经催化湿式氧化得到较好的去除。催化湿式氧化反应动力学分析表明,可以用两阶段一级反应动力学模型建立催化湿式氧化压裂返排液第一阶段反应速率方程。
郭丽娜[7]（2016）在《生物酸化铁氧化对城市污泥脱水性能的改善》文中进行了进一步梳理污水处理过程中产生大量的剩余污泥,剩余污泥含水率高、体积庞大,处理处置费用高。为了改善城市污泥脱水性能,本论文研究利用一株嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans XJF8,简称At·f XJF8菌）对Fe2+的氧化还原反应及氧化过程中的酸化作用（简称生物酸化铁氧化）,对城市污泥进行深度脱水研究,结果如下:（1）污泥生物酸化铁氧化可行性研究表明污泥中投加菌液和营养剂摇瓶培养96h,pH最终降低到2.57,Fe2+的氧化率达到98%以上,污泥比阻降低到0.57×1012 m·kg-1<1×1012m·kg-1属于易脱水污泥,表明At·f XJF8菌株能够在一定条件下对污泥进行生物酸化铁氧化从而提高污泥脱水性能。（2）构建生物酸化铁氧化反应器,启动运行两种构型不同的推流式反应器,在连续流运行状态下对城市污泥进行深度脱水处理,结果表明两种反应器中污泥最终pH可降至3.00以下,处理后污泥比阻分别下降至0.55±0.11×1012m·kg-1和0.29±0.11×1012m·kg-1均小于1×1012m·kg-1,属于易脱水污泥,Fe2+的氧化率在95%以上,表明两种生物酸化铁氧化反应器能够在一定条件下对污泥进行生物酸化铁氧化,处理后的污泥在不添加任何药剂下机械压滤脱水后含水率分别在5861%和5155%,能实现污泥的深度脱水。（3）通过比较污泥经过两种不同构型的推流式反应器的处理后pH、Fe2+氧化率、比阻、沉降性变化,发现独立格空气提升推流式反应器更适合生物酸化铁氧化法对市政污泥的深度脱水。对独立格空气提升推流式生物酸化铁氧化反应器运行参数进行优化,结果表明反应器内Fe2+投加量不应低于0.5g/L;反应器结构优化后由3个空气提升式反应池构成,污泥停留时间能缩短至2.0d;投加药剂的pH在2.00较为合适。（4）通过摇瓶实验发现经过生物酸化铁氧化处理污泥溶解性蛋白质、多糖分布、含量发生变化,slime层中溶解态蛋白质、多糖含量分别由11.05mg/g、6.95mg/g上升至15.24mg/g、9.46 mg/g,LB-EPS中溶解态蛋白质、多糖含量分别由15.57mg/g、9.42mg/g下降到5.35mg/g、1.31mg/g。TB-EPS中溶解态蛋白质、多糖含量分别由10.35mg/g、5.47mg/g上升至16.26mg/g、8.25mg/g。（5）通过对污泥的微观结构分析发现,污泥经过生物酸化铁氧化处理后Zeta电位由-22.8 mV升高到-2.35 mV,在0100μm之间的颗粒所占总体积百分降低,粒径增大;结构由疏松的絮状体变为紧实的块状体,颗粒尺寸增大,块状体表面形状规则,有可能是次生矿物。
张雪玉[8]（2016）在《城市污水污泥干燥动力学特性影响因素的实验研究》文中提出随着城市化进程的加快,城市污水污泥产量逐年递增,带来的环境问题日益突出。对污泥进行热干燥处理不仅可以降低污泥含水量、减少污泥体积从而降低其运输和处置成本,提高污泥热值从而提高其资源化利用价值,同时还可以降低致病微生物含量减少环境污染。本文分别基于热重分析仪和热风对流干燥实验台对城市污水污泥干燥特性进行实验研究,基于动力学分析理论,分析加热方式、添加剂种类及剂量、预处理方式等因素对污水污泥干燥动力学特性的影响规律。基于热重分析技术及动力学理论分析加热方式（定温、变温）、添加剂和预处理方式对城市污水污泥干燥动力特性的影响情况,结果表明：在定温干燥过程中,当干燥温度从50℃升高至130℃后,平均干燥速率增加了2倍左右；在变温干燥过程中,当升温速率从5℃·min-1升高至25 ℃·min-1时,平均干燥速率增加了5倍左右。定温过程中,在50-70℃时,表现出一个较短的升速段、恒速段和两个明显的降速段,而在高于70℃时未呈现恒速段。变温过程中均未呈现恒速段。污水污泥定温干燥活化能小于变温干燥活化能。在100-180℃时,在相同的10%剂量下,与原污泥相比,污水污泥混合褐煤、粉煤灰、生石灰、高锰酸钾和干污泥后的平均干燥速率分别提高了2.81%、3.57%、2.65%、4.80%和3.05%。经过冻融预处理后污水污泥的平均干燥速率增加7.08%。污泥与各个添加剂混合物样品及冻融处理后样品的活化能均小于原污水污泥。随着生石灰剂量从10%增加到30%,污泥与生石灰混合物在两个降速段的表观活化能值均降低。相比于污泥与添加剂的混合物,冻融处理后样品的在两个降速段的表观活化能最低。褐煤、粉煤灰、生石灰、高锰酸钾、返混干污泥及冻融预处理技术均可以提高污水污泥的热干燥动力学特性。基于热风对流干燥实验台进行成型污泥饼干燥实验,分析温度、添加剂（褐煤）对污泥饼干燥动力学特性的影响规律。干燥过程中污泥饼呈现明显的收缩和裂缝现象,在干燥的最后阶段形成许多空腔。原污泥饼和混合褐煤泥饼干燥过程都呈现一个短暂的升速段、恒速段和两个明显的降速段。混褐煤泥饼在整个降速段的平均干燥速率高于原污泥饼。Midilli模型能较好地描述成型样品水分比的变化。本文研究结果可以为污泥干燥特性进一步研究和实际应用提供基础数据。
刘荷芳,荆志林,张克,郁东宁,何佳亮,王丽娟[9]（2015）在《不同污泥的复混基质性质及对牧草生长的影响》文中认为为研究生污泥、腐熟污泥和冻融污泥三种污泥在煤矸石山复垦中的应用效果,将污泥与粉煤灰、煤矸石和土壤按一定比例混配成复混基质并划分种植小区,种植黄花草木樨（Melilotus officinalis）、沙打旺（Astragalus adsurgens Pall.）和敖汉苜蓿（Medicago sativa cv.‘Aohan’）三种豆科牧草,对基质的理化性质、重金属元素含量和牧草的田间出苗率、株高、根长和根冠比进行测定分析。结果表明,添加生污泥和腐熟污泥的复混基质A1、A2、B1和B2在基质理化性质、重金属含量和对牧草生长影响方面均表现良好,其中添加腐熟污泥的无土基质B2（腐熟污泥、粉煤灰和煤矸石的质量配比为30∶10∶60）最好;考虑到污泥腐熟和客土运输的成本,添加生污泥的无土基质B1（生污泥、粉煤灰和煤矸石的质量配比为30∶10∶60）可作为煤矸石山复垦的最优选择。
曾凡哲[10]（2014）在《破解方式对污泥释磷效果的比较研究》文中进行了进一步梳理磷是一种不可再生且不可替代的重要资源，磷的回收与利用具有重要实际应用意义，选择最优化的破解方式对有效回收污泥中可利用的磷资源起到至关重要的作用，但目前对利用污泥破解技术回收磷资源的研究较少。本研究以污水处理厂剩余污泥为研究对象，考察物理破解处理法（热破解、冻融破解）、物理化学破解法（超声破解、酸/碱破解、高级氧化破解）并将各种破解方式与厌氧生物的释磷效果作比较，比较处理前后污泥磷酸盐释出率和理化指标的变化，确定各破解方式最优条件并比较研究破解处理在释磷方面的优缺点。研究结果表明，热破解处理中，总磷、磷酸盐浓度与热解温度和热解时间呈正相关关系，在50oC热解60min后总磷浓度达到最大值（69.8mg/L），污泥中磷酸盐释出率为36.94%。冷冻温度、冷冻方式和冷冻时间是影响污泥冻融破解效果的主要因素，融化时间对于污泥破解效果的影响较小，固化阶段是改善污泥释磷效果的重要影响阶段。声能密度和超声时间与污泥中正磷酸盐浓度呈正相关关系，脉冲比为1:1的间歇性超声作用是污泥破解的最优条件，且污泥破解效果随声能密度的增大，超声时间的延长而变好。碱投加量对多种破解处理方式均有明显效果，联用破解技术不仅大大缩短了破解时间，在相同释磷量下能量消耗少，而且其破解处理效果更佳：超声+碱破解>热碱破解>碱破解。高级氧化破解对释磷效果的影响由大到小依次为：pH值>S2O82-投加量>Fe2+投加量。在室温（25oC），反应时间10min，Fe2+投加量为1.5mmol/g VSS，S2O82-投加量为1.2mmol/g VSS，pH=6.5时污泥上清液中正磷酸盐浓度最大可达为49.4mg/L，磷酸盐释出率为57.35%。厌氧环境对生物有效磷释放影响很大，对于不可以被生物吸收的无效磷几乎无影响。30oC厌氧条件下处理6h，以乙酸钠作碳源，保证有机负荷率为0.132（g，SCOD/g，MLSS）的生物厌氧释磷量最大为49.98mg/L，磷酸盐释出率为66.19%。本研究得出以下结论：物理破解效果相对不明显，但操作简单、成本低，尤其冻融处理方式可以在寒冷地区自然处理并可以获得很高的磷酸盐释出率。物理化学破解方式的磷释放效果较好，破解速率快，磷酸盐释出率高，但除超声破解外，其余破解方式均需要投加药剂，改变污泥初始环境，因此易造成二次污染，相同破解程度下，超声破解方式能量消耗太大。厌氧生物释磷效果不够稳定，反应时间较长，对厌氧环境的要求较难达到。因此为获得更高的磷回收效果，可适当将物理破解和物理化学破解方式联用，为获得更高比例的正磷酸盐可选择厌氧生物破解方式。本研究为经济、合理、有效地选择污泥破解处理技术以及确定最优化反应条件提供了理论基础。
二、以天然气候进行污泥的冻融处理（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、以天然气候进行污泥的冻融处理（论文提纲范文）
（1）海藻酸厌氧降解菌群的富集及其降解污泥中胞外聚合物性能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略语一览表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 污泥厌氧消化的现状 |
| 1.2 胞外聚合物与海藻酸钠的联系 |
| 1.3 海藻酸的结构与特性 |
| 1.4 海藻酸的生物降解 |
| 1.4.1 酶法 |
| 1.4.2 纯菌厌氧降解海藻酸 |
| 1.4.3 混合细菌厌氧降解海藻酸 |
| 1.5 研究目的与意义及内容与方案 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 研究方案 |
| 第2章 海藻酸钠降解菌的筛选和鉴定 |
| 2.1 实验材料和方法 |
| 2.1.1 源污泥、试剂、培养基、设备 |
| 2.1.2 培养条件说明 |
| 2.1.3 海藻酸降解菌的富集和筛选 |
| 2.1.4 海藻酸钠降解菌的鉴定 |
| 2.1.5 海藻酸钠降解菌的生长速率的测定 |
| 2.1.6 海藻酸降解菌的形态分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 厌氧污泥驯化前后门水平微生物菌群变化 |
| 2.2.2 海藻酸钠降解菌属水平微生物菌群分析 |
| 2.2.3 纯菌的系统发育树 |
| 2.2.4 混菌ADC和纯菌ADB生长速率的对比 |
| 2.2.5 细菌形态观察 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 海藻酸降解菌群生长条件的优化 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 菌种 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 海藻酸钠浓度对海藻酸钠降解菌群生长的影响 |
| 3.2.2 接种量对海藻酸钠降解菌群生长的影响 |
| 3.2.3 pH对海藻酸钠降解菌群生长的影响 |
| 3.2.4 混合速度对海藻酸钠降解菌生长的影响 |
| 3.2.5 温度对海藻酸钠降解菌群生长的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 混合菌群ADC降解海藻酸的性能和路径 |
| 4.1 材料及方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 分析方法 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 菌群生长曲线和产气累计曲线 |
| 4.2.2 产气组分 |
| 4.2.3 降解酶活性 |
| 4.2.4 单糖的降解 |
| 4.2.5 海藻酸钠分子量变化 |
| 4.2.6 化学需氧量变化(sCOD) |
| 4.2.7 挥发性脂肪酸(VFAs)的变化 |
| 4.2.8 混菌ADC的宏转录组分析 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 混合菌群ADC降解污泥EPS可行性初探 |
| 5.1 材料及方法 |
| 5.1.1 污泥的获取 |
| 5.1.2 胞外聚合物的提取 |
| 5.1.3 EPS的降解实验 |
| 5.1.4 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 多糖和蛋白变化 |
| 5.2.2 sCOD变化 |
| 5.2.3 产气和气体成分 |
| 5.2.4 VFAs变化 |
| 5.2.5 FTIR变化 |
| 5.2.6 EEM变化 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）冻融预处理填埋污泥的室内真空脱水试验（论文提纲范文）
| 1 污泥基本物化性质 |
| 2 冻融试验 |
| 2.1 试验方案 |
| 2.1.1 冻融处理 |
| 2.1.2 比阻测定 |
| 2.2 结果分析 |
| 2.2.1 污泥冷冻曲线 |
| 2.2.2 污泥比阻 |
| 2.2.3 颗粒粒径分布 |
| 2.2.4 界限含水率 |
| 3 真空脱水试验 |
| 3.1 试验方案 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 真空度 |
| 3.2.2 排水量及排水速度 |
| 3.2.3 沉降量和减容比 |
| 3.2.4 含水率及无侧限强度 |
| 4 讨 论 |
| 5 结 论 |
（3）市政污泥胞外聚合物（EPS）的形成过程与解聚方法研究进展（论文提纲范文）
| 1 EPS的形成及理论模型 |
| 2 EPS解聚方法 |
| 2.1 物理方法 |
| 2.2 化学方法 |
| 2.3 生物预处理 |
| 3 EPS组分检测方法 |
| 3.1 三维荧光光谱 |
| 3.2 核磁共振 |
| 3.3 红外光谱 |
| 3.4 扫描电镜 |
| 4 结语与展望 |
（4）废纸造纸污泥资源化利用技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 废纸造纸污泥概况 |
| 1.2.1 废纸造纸生产工艺 |
| 1.2.2 废纸造纸污泥的产生及特点 |
| 1.2.3 废纸造纸污泥的处理处置原则及问题 |
| 1.3 废纸造纸污泥资源化利用技术的研究进展 |
| 1.3.1 造纸回用 |
| 1.3.2 能源利用 |
| 1.3.3 材料利用 |
| 1.3.4 土地利用 |
| 1.4 废纸造纸污泥调理技术的研究进展 |
| 1.4.1 影响废纸造纸污泥脱水性能的因素 |
| 1.4.2 废纸造纸污泥调理技术 |
| 1.5 研究目标及内容 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 废纸造纸污泥性质研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 废纸造纸企业造纸线及污水处理站工艺流程 |
| 2.3.2 废纸造纸污泥性质分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 斜网污泥和浆渣再生利用技术研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验仪器与方法 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污泥造纸回用技术研究 |
| 3.3.2 纸张性能强化研究 |
| 3.3.3 斜网污泥和浆渣回用生产纱管原纸工程应用 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 初沉污泥和生化污泥调理技术研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 单独调理与联合调理对造纸污泥脱水性能的影响 |
| 4.3.2 单独调理与联合调理的机理研究 |
| 4.3.3 联合调理最佳工艺条件探究 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
（5）生物酸化铁氧化深度脱水工艺对市政污泥中典型ARGs的去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 抗生素抗性基因污染 |
| 1.1.1 抗生素抗性基因污染国内外研究现状 |
| 1.1.2 抗生素抗性基因污染来源及传播机制 |
| 1.1.3 抗生素抗性基因污染治理方法 |
| 1.2 剩余污泥的处理处置 |
| 1.2.1 剩余污泥的处理处置方法及污泥脱水 |
| 1.2.2 污泥脱水预调理方法 |
| 1.2.3 污泥生物沥浸 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 生物酸化铁氧化深度脱水工艺供试菌种及反应器组成结构 |
| 2.1.1 供试菌种 |
| 2.1.2 生物酸化铁氧化深度脱水工艺反应器构建 |
| 2.2 样品采集及DNA提取方法 |
| 2.2.1 样品采集及样品预处理 |
| 2.2.2 污泥样本DNA的提取 |
| 2.2.3 样品DNA纯度和质量的测定 |
| 2.3 聚合酶链式反应实验(PolymeraseChainReaction,PCR) |
| 2.3.1 定性PCR实验 |
| 2.3.2 荧光定量PCR实验 |
| 2.3.3 定量PCR运行程序 |
| 2.3.4 高通量定量PCR实验 |
| 2.4 嗜酸性氧化亚铁硫杆菌特异性基因引物 |
| 2.5 定量PCR标准曲线绘制 |
| 2.6 16SrRNA基因高通量测序实验 |
| 2.7 供试菌株A.ferrooxidansXJF8基因组扫描测序 |
| 2.8 统计分析方法 |
| 第三章 生物酸化铁氧化深度脱水工艺对污泥ARGs的去除效果 |
| 3.1 实验设计思路 |
| 3.2 工艺处理各阶段污泥中目的抗生素抗性基因的检出 |
| 3.3 污泥抗生素抗性基因在工艺处理过程中的相对丰度变化 |
| 3.3.1 总抗生素抗性基因丰度变化趋势 |
| 3.3.2 污泥中抗生素抗性基因的去除效率 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 第四章 污泥菌群结构变化对污泥目的ARGs的去除影响 |
| 4.1 实验设计思路 |
| 4.2 数据质控及物种注释评估 |
| 4.3 生物酸化铁氧化深度脱水工艺对污泥中细菌群落结构组成的影响 |
| 4.3.1 生物酸化铁氧化深度脱水工艺处理过程中污泥菌群生物多样性变化 |
| 4.3.2 样本污泥在门和属水平上的优势菌群变化 |
| 4.3.3 样本污泥菌群优势菌属相对丰度的变化 |
| 4.3.4 供试菌A.ferrooxidansXJF8在工艺运行过程中的相对丰度变化 |
| 4.4 关联分析 |
| 4.4.1 pH和Fe2+对工艺运行过程中样本污泥菌群结构的影响 |
| 4.4.2 污泥菌群结构变化对污泥中ARGs相对丰度的影响 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 第五章 供试菌株A.ferrooxidansXJF8全基因组扫描测序 |
| 5.1 实验设计思路 |
| 5.2 供试菌株A.ferrooxidansXJF8基因组基本特征分析 |
| 5.2.1 供试菌株A.ferrooxidansXJF8全基因组序列扫描圈图绘制 |
| 5.2.2 供试菌株A.ferrooxidansXJF8基因组基本特征比较分析 |
| 5.3 供试菌株A.ferrooxidansXJF8基因组基因功能预测分析 |
| 5.3.1 COG功能分析 |
| 5.3.2 GO注释统计 |
| 5.3.3 KEGG通路分析 |
| 5.3.4 CARD分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）催化湿式氧化处理压裂返排液实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.2 压裂返排液 |
| 1.2.1 压裂液类型及作用 |
| 1.2.2 压裂返排液危害 |
| 1.3 压裂返排液处理现状 |
| 1.3.1 深井回注 |
| 1.3.2 反渗透(RO) |
| 1.3.3 正向渗透(FO) |
| 1.3.4 热蒸馏和结晶 |
| 1.3.5 压裂返排液回用 |
| 1.3.6 其他处理方法 |
| 1.4 常见水处理技术 |
| 1.4.1 物理处理法 |
| 1.4.2 化学处理法 |
| 1.4.3 生物处理法 |
| 1.5 湿式氧化技术 |
| 1.6 催化湿式氧化技术 |
| 1.7 主要内容、技术路线与关键技术 |
| 1.7.1 主要研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 1.7.3 拟解决的关键问题 |
| 1.8 研究理论依据 |
| 1.8.1 湿式氧化原理 |
| 1.8.2 催化湿式氧化原理 |
| 1.8.3 理论需要氧量计算 |
| 1.9 本章小结 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验设备 |
| 2.4 实验分析方法 |
| 2.5 催化剂制备方法 |
| 2.6 催化湿式氧化实验 |
| 2.7 压裂返排液特性分析 |
| 2.8 本章小结 |
| 第3章 传统水处理和非催化湿式氧化技术 |
| 3.1 次氯酸钠氧化压裂返排液 |
| 3.1.1 次氯酸钠氧化压裂返排液因素(NaClO加量)分析 |
| 3.1.2 次氯酸钠氧化压裂返排液因素(pH)分析 |
| 3.2 Fenton试剂处理压裂返排液 |
| 3.2.1 Fenton氧化压裂返排液因素(pH)分析 |
| 3.2.2 Fenton氧化压裂返排液因素(H_2O_2浓度)分析 |
| 3.2.3 Fenton氧化压裂返排液因素(H_2O_2和Fe~(2+)摩尔浓度比)分析 |
| 3.3 非催化湿式氧化压裂返排液 |
| 3.3.1 非催化湿式氧化压裂返排液因素(温度)分析 |
| 3.3.2 非催化湿式氧化压裂返排液因素(氧分压)分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 催化湿式氧化用催化剂研究 |
| 4.1 均相催化剂 |
| 4.2 非均相催化剂 |
| 4.2.1 金属氧化物 |
| 4.2.2 负载型催化剂—载体筛选 |
| 4.2.3 单金属负载型催化剂的筛选 |
| 4.2.4 双金属负载型催化剂的筛选 |
| 4.2.5 催化剂制备焙烧温度的研究 |
| 4.2.6 双金属Cu-Cr/AC催化剂中Cu含量的影响 |
| 4.3 催化剂稳定性分析 |
| 4.3.1 催化剂重复利用分析 |
| 4.3.2 金属的渗滤情况 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 催化湿式氧化有机物特性及反应动力学分析 |
| 5.1 催化湿式氧化压裂返排液中有机物官能团分析 |
| 5.1.1 傅里叶红外(FT-IR)分析结果 |
| 5.1.2 气相色谱-质谱联用(GC-MS)分析结果 |
| 5.2 催化湿式氧化反应动力学 |
| 5.2.1 两阶段一级反应动力学模型 |
| 5.2.2 反应动力学模型相关参数的确定 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议及展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
（7）生物酸化铁氧化对城市污泥脱水性能的改善（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国污泥概况 |
| 1.1.1 污泥的来源 |
| 1.1.2 污泥的组成和性质 |
| 1.1.3 污泥中水分存在形式 |
| 1.1.4 污泥危害 |
| 1.2 污泥脱水技术现状 |
| 1.2.1 污泥干化脱水 |
| 1.2.2 电渗透脱水 |
| 1.2.3 机械脱水 |
| 1.3 污泥调理技术 |
| 1.3.1 物理调理法 |
| 1.3.2 化学调理 |
| 1.3.3 微生物调理法 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验菌种 |
| 2.1.2 供试污泥 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌体培养基的配制 |
| 2.2.2 污泥含固率测定 |
| 2.2.3 污泥比阻的测定 |
| 2.2.4 Fe~(2+)浓度的测定 |
| 2.2.5 污泥沉降性能测定 |
| 2.2.6 泥饼含水率测定 |
| 2.2.7 污泥有机质测定 |
| 2.2.8 Zeta电位测定 |
| 2.2.9 污泥粒径测定 |
| 2.2.10 污泥表面形态 |
| 2.2.11 蛋白质的测定 |
| 2.2.12 多糖的测定 |
| 第三章 生物酸化铁氧化法改善城市污泥脱水性能可行性研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试污泥 |
| 3.1.2 供试菌种 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 可行性研究 |
| 3.2.2 不同接种量对菌群生长的影响 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 生物酸化铁氧化法改善城市污泥脱水性能可行性研究 |
| 3.3.2 污泥中不同接种量对菌生长的影响 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 不同生物酸化铁氧化反应器改善城市污泥脱水性能研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 供试污泥 |
| 4.1.2 供试菌种 |
| 4.1.3 污泥生物酸化铁氧化反应系统 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 接种污泥的配制 |
| 4.2.2 折流板推流式反应系统的启动 |
| 4.2.3 独立格空气提升式反应系统的启动 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 折流板推流式反应系统改善城市污泥效果研究 |
| 4.3.2 独立格空气提升推流式反应系统改善城市污泥效果研究 |
| 4.3.3 不同构型反应器的比选 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 独立格空气提升推流式反应器工艺参数的优化 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 供试污泥 |
| 5.1.2 供试菌种 |
| 5.1.3 生物酸化铁氧化系统启动及运行 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.2.1 药剂投加量对反应器运行的影响 |
| 5.2.2 污泥停留时间对反应器运行的影响 |
| 5.2.3 低温对反应器运行的影响 |
| 5.2.4 污泥初始pH对反应器运行的影响 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 药剂投加量对反应器运行的影响 |
| 5.3.2 不同运行条件下反应器Fe~(2+)浓度的变化 |
| 5.3.3 不同运行条件下反应器pH的变化 |
| 5.3.4 不同运行条件下污泥比阻的变化 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 生物酸化铁氧化法改善污泥脱水性能机理探讨 |
| 6.1 实验设计 |
| 6.1.1 污泥Zeta电位的测定 |
| 6.1.2 污泥粒径的测定 |
| 6.1.3 污泥生物酸化铁氧化过程中EPS的变化 |
| 6.1.4 污泥中EPS的提取 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 污泥Zeta电位的变化 |
| 6.2.2 污泥粒径的变化 |
| 6.2.3 污泥生物酸化铁氧化过程中EPS的变化 |
| 6.2.4 污泥表面形态 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）城市污水污泥干燥动力学特性影响因素的实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 物理量符号表 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 污泥产量及危害 |
| 1.1.2 污泥处理处置方法 |
| 1.1.3 污泥的干燥处理 |
| 1.2 污泥干燥研究现状 |
| 1.2.1 污泥热重干燥 |
| 1.2.2 添加剂对污泥干燥特性的影响 |
| 1.2.3 预处理方式对污泥干燥特性的影响 |
| 1.2.4 污泥对流干燥 |
| 1.2.5 现状小结 |
| 1.3 本文研究内容 |
| 2 实验方案设计 |
| 2.1 实验样品 |
| 2.1.1 热重实验样品 |
| 2.1.2 对流干燥实验样品 |
| 2.2 热重实验系统 |
| 2.2.1 实验原理 |
| 2.2.2 实验工况 |
| 2.3 对流干燥实验系统 |
| 2.3.1 实验原理 |
| 2.3.2 系统可靠性验证 |
| 2.3.3 实验工况 |
| 2.4 理论分析方法 |
| 2.4.1 热重实验理论分析 |
| 2.4.2 对流干燥动力学理论 |
| 2.4.3 干燥模型 |
| 2.5 不确定度分析 |
| 2.5.1 热重实验不确定度 |
| 2.5.2 对流干燥实验不确定度 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 污泥定温及变温干燥动力学特性比较 |
| 3.1 加热方式对污泥干燥特性影响 |
| 3.1.1 定温干燥TG/DTG特性 |
| 3.1.2 变温干燥TG/DTG特性 |
| 3.2 加热方式对污泥干燥动力学特性影响 |
| 3.2.1 定温干燥动力学特性 |
| 3.2.2 变温干燥动力学特性 |
| 3.3 干燥模型 |
| 3.3.1 定温干燥模型 |
| 3.3.2 变温干燥模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 添加剂对污泥干燥动力学特性影响 |
| 4.1 物理添加剂的影响 |
| 4.1.1 干燥速率 |
| 4.1.2 动力学参数 |
| 4.2 化学添加剂的影响 |
| 4.2.1 干燥速率 |
| 4.2.2 动力学参数 |
| 4.3 干燥模型 |
| 4.4 差异显着性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 预处理方式对污泥干燥动力学特性影响 |
| 5.1 冻融预处理 |
| 5.1.1 干燥速率 |
| 5.1.2 动力学参数 |
| 5.2 干污泥返混 |
| 5.2.1 干燥速率 |
| 5.2.2 动力学参数 |
| 5.3 干燥模型 |
| 5.4 差异显着性分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 成型污泥对流干燥特性 |
| 6.1 干燥特性分析 |
| 6.1.1 表面结构变化 |
| 6.1.2 干燥速率 |
| 6.1.3 差异显着性分析 |
| 6.2 动力学参数 |
| 6.2.1 有效湿分扩散系数 |
| 6.2.2 表观活化能 |
| 6.3 干燥模型 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（9）不同污泥的复混基质性质及对牧草生长的影响（论文提纲范文）
| 1 试验区概况 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 指标测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 复混基质的物理性质 |
| 3.2 复混基质的化学性质 |
| 3.3 复混基质的重金属含量 |
| 3.4 复混基质对牧草田间出苗率的影响 |
| 3.5 复混基质对植物株高、根长和根冠比的影响 |
| 4 讨论 |
（10）破解方式对污泥释磷效果的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 污泥热破解 |
| 1.2.2 污泥冻融破解 |
| 1.2.3 污泥超声破解 |
| 1.2.4 污泥碱破解 |
| 1.2.5 污泥高级氧化破解 |
| 1.2.6 污泥厌氧生物释磷 |
| 1.3 课题来源和研究内容 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 研究的目的与意义 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 污泥及其理化特性 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 热破解释磷实验 |
| 2.2.2 冻融破解释磷实验 |
| 2.2.3 超声破解释磷实验 |
| 2.2.4 酸/碱破解释磷实验 |
| 2.2.5 高级氧化（Fe~(2+)/S_2O_8~(2-)）破解释磷实验 |
| 2.2.6 厌氧生物释磷实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 测量方法 |
| 2.3.2 计算方法 |
| 第3章 物理破解方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 3.1 热破解方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 3.1.1 热解温度对污泥释磷效果的影响 |
| 3.1.2 热解时间对污泥释磷效果的影响 |
| 3.1.3 污泥的热破解中氨氮及SCOD的溶出 |
| 3.2 冻融破解方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 3.2.1 冷冻温度对污泥释磷效果的影响 |
| 3.2.2 冷冻方式对污泥释磷效果的影响 |
| 3.2.3 融化时间对污泥释磷效果的影响 |
| 3.2.4 冻融破解方式对污泥结构的研究 |
| 3.2.5 东北地区自然条件下对污泥的破解情况分析 |
| 3.2.6 污泥的冻融破解中pH、SCOD及氨氮的溶出 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 物理化学破解对污泥释磷的效果与分析 |
| 4.1 超声破解方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 4.1.1 超声时间对污泥释磷效果的影响 |
| 4.1.2 声能密度对污泥释磷效果的影响 |
| 4.1.3 污泥超声破解对pH值的影响 |
| 4.1.4 正交实验法 |
| 4.1.5 污泥的超声破解对污泥结构的研究 |
| 4.1.6 污泥的超声破解中氨氮及SCOD的溶出 |
| 4.2 酸/碱破解方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 4.2.1 酸/碱投加量对污泥释磷效果的影响 |
| 4.2.2 碱处理的联合破解处理效果 |
| 4.2.3 碱、热碱、超声+碱破解中SCOD及氨氮的溶出 |
| 4.3 高级氧化（FE~(2+)/S_2O_8~(2-)）方式对污泥释磷的效果与分析 |
| 4.3.1 Fe~(2+)投加量对污泥释磷效果的影响 |
| 4.3.2 S_2O_8~(2-)投加量对污泥释磷效果的影响 |
| 4.3.3 pH对污泥释磷效果的影响 |
| 4.3.4 反应时间对污泥释磷效果的影响 |
| 4.3.5 正交实验法 |
| 4.3.6 高级氧化破解对污泥结构的研究 |
| 4.3.7 高级氧化破解中SCOD及TSS的溶出 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 污泥厌氧生物释磷的效果与分析 |
| 5.1 温度对厌氧释磷效果的影响 |
| 5.2 有机负荷率对厌氧释磷效果的影响 |
| 5.3 碳源种类对厌氧释磷效果的影响 |
| 5.4 PH值对厌氧释磷效果的影响 |
| 5.5 溶解氧对厌氧释磷效果的影响 |
| 5.6 多种污泥破解处理方式的性能比较 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
四、以天然气候进行污泥的冻融处理（论文参考文献）
- [1]海藻酸厌氧降解菌群的富集及其降解污泥中胞外聚合物性能的研究[D]. 杨永雨. 汕头大学, 2021
- [2]冻融预处理填埋污泥的室内真空脱水试验[J]. 武亚军,何心妍,张旭东,张云达,嵇佳伟. 哈尔滨工业大学学报, 2021(11)
- [3]市政污泥胞外聚合物（EPS）的形成过程与解聚方法研究进展[J]. 蒋心茹,姬高升,刘杨,房俊楠,许力山,谢炎东,闫志英. 应用与环境生物学报, 2020(05)
- [4]废纸造纸污泥资源化利用技术研究[D]. 蒋婷. 浙江大学, 2019(05)
- [5]生物酸化铁氧化深度脱水工艺对市政污泥中典型ARGs的去除[D]. 李杭. 天津理工大学, 2018(11)
- [6]催化湿式氧化处理压裂返排液实验研究[D]. 吴东海. 西南石油大学, 2017(05)
- [7]生物酸化铁氧化对城市污泥脱水性能的改善[D]. 郭丽娜. 天津理工大学, 2016(04)
- [8]城市污水污泥干燥动力学特性影响因素的实验研究[D]. 张雪玉. 北京交通大学, 2016(07)
- [9]不同污泥的复混基质性质及对牧草生长的影响[J]. 刘荷芳,荆志林,张克,郁东宁,何佳亮,王丽娟. 北京农学院学报, 2015(03)
- [10]破解方式对污泥释磷效果的比较研究[D]. 曾凡哲. 哈尔滨工业大学, 2014(02)