一、SBR法基质降解数学模型的建立和参数估计（论文文献综述）
李思安[1]（2020）在《活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发》文中提出面对越来越严格的废水排放标准,污水处理系统不断进行工艺改进,进而对污水处理的过程监测有了更高的要求。而现有污水厂的监测手段多仅限于部分常规理化指标,无法真实、全面反映污泥状态,且时效性差。鉴于我国的污水处理系统以活性污泥处理为主,因此本研究自行开发针对活性污泥系统工艺特性的在线监测平台,对活性污泥系统中的微生物活性和降解能力实时监测。首先,通过阶梯响应实验分析两个溶解氧仪的性能,发现溶解氧仪对阶梯信号的响应曲线均为一阶线性系统,通过拟合分别得出两个溶解氧仪上升和下降过程的增益常数和时间常数,代入模型中得出溶解氧仪的响应时间。然后,通过原水响应实验分析系统中两个溶解氧仪之间存在的响应滞后,以分析溶解氧仪性能所用方法分别得到两个溶解氧仪对原水的响应时间,计算两者之间存在的响应滞后,并校正。通过测量不同流量下处于内源呼吸状态时系统中DO值的变化,可看出流量改变对T2中的DO影响基本没有影响,而T3中的DO随流量的降低呈下降趋势,且下降速度越来越大,为了减少流量对系统中DO变化的干扰,本研究测量呼吸速率均恒定的系统总流量,通过计算系统总流量范围应在100-200 ml/min左右。讨论在线监测平台测量活性污泥呼吸速率的方法,分别测量同一实验条件下活性污泥的实际呼吸速率、内源呼吸速率和最大呼吸速率,分析各类呼吸速率曲线的变化趋势发现实际呼吸速率的测量曲线特征与Monod方程中描述的微生物增殖速度与底物浓度的关系十分吻合;不加入基质和有毒物质时内源呼吸速率的测量曲线走势保持在稳定值;测量最大呼吸速率时原水中基质浓度与污泥浓度的比值（L）大于0.05。探讨呼吸速率表征活性污泥的硝化活性的方法,以ATU作为抑制剂,用抑制前后呼吸速率差值来表示硝化活性,另外测量同等条件下活性污泥中NO3--N浓度随时间变化的关系,对不同时间的NO3--N浓度做直线拟合,得出NO3--N的生成速率,将实验条件下生成NO3--N的耗氧量与理论耗氧量相比较,验证本监测平台测得的硝化活性的准确性。在原有ASM3的基础上建立污泥硝化模型,对ASM3模型涉及的组份和反应过程进行细化和删减,重点关注硝化过程,将硝化反应中氨氮氧化和亚硝氮氧化分开讨论,同时去除缺氧反应过程。最后在建立的污泥硝化模型基础上,结合Monod方程描述微生物增长和基质降解的表达式,以及氨氮的降解速率与进出水中氨氮浓度和水力停留时间之间的关系,推导出亚硝化菌和硝化菌的饱和常数和产率系数的计算公式,计算得到饱和常数和产率系数,基于测得的在线呼吸速率和动力学参数估测系统中氮化物浓度,验证监测平台在估测氮化物浓度方面的应用。
李丹[2]（2019）在《稀土矿区低碳氨氮废水SBR短程硝化的应用研究》文中指出原地浸矿注入了大量的硫酸铵浸矿液,而废弃的稀土矿在浸矿后会有残留及渗漏的硫酸铵浸矿液。此类浸矿液在地表径流、雨水冲淋、渗漏的作用下会通过浸出液收集口流入矿区地表水体,进一步影响地表水水质,导致地表水氨氮指标超标。若采用物理化学法处理此类废水的缺点在于处理成本高、会产生二次污染及难以满足当前严格的废水排放标准;采用传统生物法脱氮则需要充足的碳源和氧源,而稀土矿区氨氮废水的碳源含量较低,需要外加碳源以满足反应需要,因而增加了处理难度及运行成本,基于以上原因,寻找一种经济有效的方法来处理此类低碳氨氮废水尤为重要。短程硝化反硝化技术是近年来新兴的一种生物脱氮技术,相较于传统生物脱氮,其优势主要体现在节省氧耗、节约碳源、减少剩余污泥等方面,受到众多学者青睐。本试验在SBR反应器内实现了短程硝化反硝化过程,并通过改变系统运行条件来探究短程硝化系统的稳定性,最后对系统中污染物的降解进行了动力学分析。试验结果表明:（1）本试验在温度为28±1℃、曝气量为65 L/h,pH为8的条件下,成功驯化了短程硝化反硝化污泥,此后进一步利用实际废水运行SBR短程硝化反硝化工艺,发现NH4+-N降解率保持在92%左右,较模拟废水下降3%;最后对短程硝化启动前后的污泥进行高通量测序检测,得出短程硝化启动成功后系统中的AOB为优势菌种,占比11.5%。（2）通过提高系统的曝气量得出:曝气量与硝化反应所需时间成反比;短期内高曝气量对系统的稳定性的影响并不明显,但系统在曝气量为120 L/h的工况下运行7 d后,硝化反应结束后NO2--N的积累率下降至82%左右。（3）通过改变SBR系统中的碳氮比发现:低C/N对NH4+-N的降解效果以及NO2--N积累影响不大,碳源不足不是NH4+-N降解的抑制性因素,在C/N在3.5-7.6之间的情况下,NH4+-N去除率均能稳定在95%左右,NO2--N积累率也均可达93%以上。（4）曝气时间过长易使短程硝化转变为全程硝化,运行至第5 d后,NO2--N的积累率降至85%,至第8 d时,NO2--N的积累率跌至48.89%,说明此时系统已由短程硝化转变成全程硝化。（5）通过对短程硝化反应进行动力学分析,得到适合本试验的短程硝化反应动力学模型,且经验证发现,此动力学参数与实际值能较好符合。
张芳[3]（2019）在《生物质热解木醋液对活性污泥法处理生活污水的影响机制研究》文中提出近年来,随着生物质热解技术的发展,生物质热解加工产业的规模逐渐扩大,随之产生的大量木醋液还没有得到充分的利用。污水处理技术的发展改善了生活污水处理的状况,但传统活性污泥法的处理效果已经难以满足日益严格的环境标准的要求,改善活性污泥法的处理效果对于减轻水环境污染具有重要的意义。木醋液中复杂的有机成分能促进活性污泥中某些微生物的生长,并提高其活性。本文从木醋液对活性污泥法的污染物去除效果和污泥性能的影响出发,研究了木醋液主要组分对活性污泥法处理生活污水的影响机制、木醋液对活性污泥法动力学及污泥活性的影响机制以及木醋液作用下胞外聚合物影响活性污泥法处理效果的机制,并对包括木醋液投加浓度在内的工艺条件进行了优化,以期为生物质热解木醋液提供新的利用途径,为改善活性污泥法的处理效果提供新的方法。本文首先通过将两种生物质热解木醋液（1#和2#）投加于序批式活性污泥法（SBR）系统和连续运行活性污泥法系统处理生活污水的实验,研究了木醋液对污染物去除效果和污泥性能的影响。结果表明,稀释1000倍的木醋液能明显改善活性污泥系统对生活污水和模拟生活污水中化学需氧量（COD）、总氮（TN）、氨氮（NH3-N）和总磷（TP）等污染物的去除效果。木醋液使活性污泥量增大,并对污泥的絮凝、沉降和脱水性能产生了不利影响。在系统长期运行的过程中,活性污泥量持续增大,污泥的絮凝和脱水性能逐渐好转。其次,以乙酸、苯酚和羟基丙酮代表木醋液中的酸、酚和酮,研究了木醋液主要有机组分的浓度、比例和交互作用影响SBR系统处理效果的机制,并进行了混料实验设计和组分配比优化。结果表明,单组分中,乙酸对提高有机物、含氮和含磷污染物的去除率效果最好;二组分中,乙酸-苯酚对提高有机物的去除率效果最好,乙酸-羟基丙酮对提高含氮和含磷污染物的去除率效果最好。主要有机组分的交互作用对出水的TP浓度有明显的影响,对五日生化需氧量（BOD5）浓度的影响比对COD强,对NH3-N浓度的影响比对TN强。组分优化得到的最优配比为:乙酸、苯酚和羟基丙酮的含量分别为12.73%、2.50%和1.86%,期望值为0.858。验证实验表明,预测结果比较可靠。然后,研究了SBR系统中污泥增长和污染物降解的过程,基于Lawrence-McCarty模型求解了污泥增长和基质降解的动力学参数;探讨了木醋液对微生物酶的活性、呼吸作用和含氮污染物降解活性的影响规律;并从活性污泥法动力学和污泥活性的角度研究了木醋液改善SBR系统处理效果的机制。结果表明,木醋液能使微生物的产率和内源代谢系数均增大,并使其产率增加更为明显,从而增大了系统的污泥量;使基质的饱和常数显着减小,最大比降解速率明显增大,并使污泥的脱氢酶活性、比耗氧速率、氨比氧化速率和亚硝酸盐比氧化速率均增大,从而使微生物降解转化基质的反应难度减低,提高了系统对污染物的去除率。随后,研究了木醋液对SBR污泥的胞外聚合物（EPS）及其主要组分蛋白质（PN）、多糖（PS）和脱氧核糖核酸（DNA）浓度的影响,并通过EPS浓度变化的规律探讨了木醋液影响活性污泥法处理效果的机制。结果表明,木醋液使EPS各组分浓度及各层浓度均增大,使PN/PS减小。EPS及其组分浓度的增大可增强污泥的吸附性能、加强疏水物质的传质、增大酶的浓度、增强对含氮和含磷污染物的吸收,从而增强系统对污染物的去除效果。PN和PS的浓度增大及PN/PS减小以后,静电作用和基团的疏水及亲水作用使污泥的絮凝、沉降和脱水性能变差。各层EPS中,LB-EPS对污泥性能的影响最显着,其浓度的增大也导致了污泥的絮凝、沉降和脱水性能变差。最后,研究了木醋液投加浓度与活性污泥法各工艺条件对SBR系统出水水质和污泥性能的耦合作用,并对自变量的数值进行了优化。实验拟合的模型都能很好地描述响应指标与自变量之间的关系。以出水污染物浓度最小为目标进行优化,得到的结果为:温度为32.76℃、pH为8.86、溶解氧浓度为3.28mg/L、污泥浓度为199.97mL/L,木醋液投加浓度为4.15μL/L,期望值为1.000。验证实验表明,预测结果比较可靠。在温度为20℃的条件下进行进一步优化,按优化后的方案估算,只需在活性污泥法处理生活污水的过程中增加少量投加木醋液的成本,即可通过降低出水污染物浓度取得较好的环境效益和经济效益。
张事,胡波,左行涛,龚烨霞,廖玮[4]（2017）在《SBR反应阶段污染物去除规律及有机污染物降解动力学分析》文中研究表明通过考察序批式间歇活性污泥法（SBR）工艺反应阶段COD和NH3-N、TN含量随曝气时间的变化趋势,研究SBR反应阶段污染物的降解规律。结果表明,曝气0.5 h,COD去除率达到80%;曝气3 h,COD和NH3-N去除率分别达到96%和99%以上,达到了GB 18918-2002一级A标准。TN去除率由初始的29%提高到曝气3 h的61.1%,随后其去除率稳定在60%。曝气池内DO含量、ORP、p H的变化能够反映污染物降解程度。动力学模型分析表明,有机污染物降解过程符合1级反应动力学关系Sr=（142.6 mg/L）(1-10-0.6t/h),去除的COD实验值与回归模型拟合值相对误差和相关系数分别为4.02%和0.969。因此该1级反应动力学模型能够预测SBR反应阶段有机污染物的降解规律。
邓新莉,刘珊[5]（2016）在《城市生活污水处理的生物建模与控制策略研究》文中研究指明为了克服由于受变量多、不确定性等因素影响导致的生活污水处理难于实现优化控制的问题,探讨了生活污水处理的生物建模与控制策略。讨论了污水生物处理工艺与反应机理,构建了生化反应动力学模型,研究了反应过程的控制论特性,提出了与控制论特性匹配的控制策略。经实验仿真验证基于溶解氧浓度DO控制的智能控制策略可自动跟踪污水处理溶解氧浓度的期望状态。研究结果表明:智能控制可以较好地实现城市生活污水处理的优化控制,该控制策略可行、有效。
袁林江,李剑,柴璐[6]（2015）在《SBR中基质降解特性及动力学模型研究》文中研究指明针对现行SBR工艺设计中主要参数的选取仅凭经验或参照连续流系统的设计方法而忽视了序批式反应器自身生物降解的特点、造成设计计算上一定偏差的问题,以模拟生活污水为处理对象,在SBR反应器中对不同运行阶段的基质降解动力学过程进行了分析,推导出在缺/厌氧阶段以及好氧曝气阶段基质降解过程的动力学模型分别为S[a?Si1?S0]?-5.654×10-6Xt（缺氧/厌氧段）和S0′?101.6625 10-5Xt（好氧段）,同时提出了反应动力学参数的求定方法,并用实际运行数据对模型进行了有效性验证.结果表明,模型预测与实际SBR运行结果高度吻合、模型有效.这些模型为今后SBR工艺设计计算提供了适宜的设计依据和模型参数.
安正阳[7]（2014）在《生活垃圾填埋场渗滤液“三级垃圾填料床+臭氧法+SBR法”组合技术研究》文中提出我国垃圾渗滤液具有污染物浓度高、水质和水量变化大的特点。如果这些垃圾渗滤液未得到适当的处理,那么将会对周围环境（特别是对水环境）产生重大污染。而且,随着垃圾填埋时间的延长,垃圾渗滤液中所含的难生化降解的有机物逐渐增多,可生化降解性很差（B/C值约等于0.1）,如果直接采用生物传统工艺来处理这类废水难以收到预期的效果。本研究的研究对象是昆明东郊垃圾填埋场的收集的垃圾渗滤液,实验中采用的处理工艺为“三级垃圾填料床+臭氧氧化+生物法”工艺；研究过程中不仅研究了各工艺单元的最佳运行参数,而且还探讨了三级垃圾填料床和臭氧氧化的特征表征和污染物的降解机理。研究中使用的垃圾渗滤液具有老龄化（通常是指垃圾的填埋时间超过10年）渗滤液的特征,其水质指标为：COD为5000～1100mg/L; BOD为440～830mg/L; NH3-N为900～1200mg/L; pH:7.4～8.6。对垃圾填料床、臭氧氧化法以及生物法三种工艺单元分别进行研究,得出了各工艺单元的最优运行参数和最佳处理效果。（1）经粉煤灰陶粒优化的三级垃圾填料床处理后,垃圾渗滤液出水中的COD、BOD.NH3jN和色度的去除率分别达到83.9%、99.9%、97%和91.6%。由此可知,三级垃圾填料床能极大地降低高浓度的难降解有机物；垃圾渗滤液的颜色从黑褐色变为浅黄色；原水中BOD5/COD接近于零,这表明垃圾填料床能高效去除率垃圾渗滤液中的污染物；但经垃圾填料床处理后的垃圾渗滤液很难直接再通过生物法处理去除其中的有机污染物。（2）用臭氧法深度处理垃圾填料床处理后垃圾渗滤液的出水,当臭氧浓度为262mg/L时,废液中的COD浓度从318mg/L降至179mg/L；色度从56度降低为3.15度；但是BOD5浓度却从6mg/L升高到84mg/L。与此同时,BOD5/COD值则升至0.47,极大地提高了垃圾渗滤液出水的可生化性；色度的去除也得到了明显的提高。臭氧实验表明,臭氧氧化不仅能有效降低垃圾渗滤液中的COD浓度、色度,并有效提高其BOD浓度,从而在一定程度上提高了其可生化性。（3）当臭氧浓度为235mg/L时,后续生物处理出水COD浓度为92mg/L；当臭氧浓度调节至262mg/L时,生物处理出水中COD浓度则继续降低为75mg/L,完全满足新国标垃圾渗滤液排放标准（GB16889-2008）。（4）采用经处理后的锯末强化的SBR法处理臭氧法处理后的尾水。试验得出如下结果：①实际出水COD浓度比理论计算值COD浓度高,这表明臭氧处理后的垃圾渗滤液中仍存在着能降低生物处理效率的有毒性物质；②当TN/BOD>1,活性污泥的生物硝化过程可能会影响COD的去除；而当NH3-N的浓度大于50mg/L时,生物法去除COD的效果将迅速降低；③当磷的浓度从0mg/L升高至2mg/L时,出水COD浓度变化范围为81±3mg/L。因此,磷源不是影响出水COD浓度的限制性因素。④碳源的增加可有效增强微生物的活性,促使一些非降解物质被微生物吸附而浓度逐渐降低。经生物处理后的垃圾渗滤液中仍含有不能被活性污泥降解、吸附的污染物。上述结果表明：垃圾填料床能有效地降解渗滤液中所含有的难降解有机污染物、NH3-N及色度；而臭氧氧化则在去除COD和色度的同时,提高了BOD浓度,从而在一定程度上提高了渗滤液的可生化性,为后续的SBR法处理创造有利条件；“三级垃圾填料床+臭氧氧化+生物法”组合工艺的最终处理出水水质指标可达到新的国家排放标准GB16889-2008的排放要求。因此,采用组合工艺处理老龄垃圾填埋场渗滤液对实际工程应用具有积极的借鉴意义。
毕建朝[8]（2012）在《仿人智能控制在SBR污水处理系统中的研究与应用》文中研究指明序列式活性污泥污水处理法（SBR）具有工艺简单、基建和运行费用低、自动化程度高等优势，适用于当前阶段城市污水处理事业的发展。SBR法中反应工序是污水处理过程最为重要的阶段，在该阶段内微生物生长和污染物的降解依赖于曝气池内溶解氧（DO）浓度的大小，对DO浓度的控制直接影响污水的出水水质和能量损耗。因此，文中将DO浓度作为被控量，基于仿人智能控制原理设计了一种智能控制器以实现对SBR法污水处理系统的控制；其次，针对改进HSIC控制器参数难以整定和优化问题，提出了一种改进的粒子群算法，完成了对所设计控制器参数的整定，并在Matlab环境下对受控系统进行了仿真控制实验。仿真结果表明，所设计的控制器具有良好的控制品质。文中完成的研究工作有以下几个方面：①分析了SBR法污水处理工艺，建立了污水处理系统的数学模型，并通过对所建立模型的仿真控制，验证了对DO浓度控制的合理性；②介绍了仿人智能控制的基本原理，在其原型算法基础上剖析了算法的基本智能属性，并讨论了仿人智能控制器的设计过程；③介绍了粒子群算法的基本原理，并借鉴遗传算法中操作因子的特性，提出了一种具有遗传思想的改进粒子群算法。在Matlab环境下，通过对四种标准函数的仿真实验测试，验证了改进算法的优越性；④针对传统PID控制对非线性，强耦合控制系统控制效果不佳，设计了一种改进的PID控制器和一种改进的HSIC控制器，并利用改进的粒子群算法对所设计控制器的参数整定优化进行了研究，研究表明，整定后的控制器可以满足对受控系统的控制效果；⑤利用Simulink工具对所设计的两种控制器进行仿真比较研究，仿真实验表明，所设计的仿人智能控制器具有较好的控制品质，且具有可实现性，验证了该控制器既可以保证污水处理的出水水质，又可以实现曝气系统能耗的节省。
范吉[9]（2011）在《包含溶解性微生物产物形成与降解及同时贮存与生长机理的新活性污泥数学模型建立与模拟研究》文中认为活性污泥法是目前污水生物处理最主要的方法,其数学模型的建立及工艺优化过程中如何把各种反应过程及机理正确地表达在数学模型中是关键。目前人们对溶解性微生物产物（SMP）的研究越来越重视。SMP产生于污水处理系统中与微生物直接相关的细胞新陈代谢过程中,在许多方面影响着污水处理工艺,如它是构成出水中化学需氧量（COD）的重要组成部分,限定了污水的最低处理极限,影响出水的排放指标等。同时,研究者发现微生物在利用有机质进行生长的过程中并不是如国际水质协会（IWA）提出的活性污泥数学模型3号（ASM3）所描述的先把进水有机物贮存、再利用胞内贮存物进行生长的过程,而是存在着利用基质同时贮存与生长（Simultaneous substrate storage and growth, SSSG）的现象。因此,如何把上述两种机理正确地反映在活性污泥数学模型中,并验证新建模型的有效性是本课题的研究重点。本课题以国际水质协会IWA提出的活性污泥数学模型3号（ASM3）为平台,首先把SMP的概念融入到ASM3模型中,建立了SMP-ASM3模型。其中SMP形成与降解机理分为两部分：一是基质利用相关型产物（Substrate Utilization Associated Products, UAPs）,它与基质消耗及微生物生长有关,其产生速率与基质利用率成正比；另一个是生物量相关型产物（Biomass Associated Products, BAPs）,它与微生物的内源代谢有关,其产生的速率与微生物的浓度成正比。在该模型中SMP降解过程的动力学是以Monod方程的形式表达的。其次,将微生物利用有机物进行同时贮存与生长的机理融入到SMP-ASM3模型中,建立了SSSG-SMP-ASM3模型。在此新建立的模型中,微生物利用有机物进行同时贮存与生长,即微生物在基质充足时贮存一部分有机物为胞内贮存物,同时,直接利用额外的进水中易生物降解有机物进行生长；在基质不足时,微生物利用胞内贮存物进行生长。在此基础上,对SSSG-SMP-ASM3模型建立的机理进行了探讨,特别是“同时贮存与生长机理”,即认为微生物在基质充足期代谢有机物的过程有三这途径：直接消耗一部分进水有机物进行生长、贮存额外的进水有机物和消耗一部分胞内贮存物进行生长,这三个过程是同时进行的;另外,本研究也对"SMP的降解机理”进行了简化,认为SMP的分子量很大,不能直接透过细胞膜进入微生物内部,因而假设SMP先被胞外酶水解成小分子状的有机物,之后再被微生物代谢。据此,建立了可实用化的ASMP模型。对模型参数进行评估,识别新建模型中灵敏度高的参数,从而为模型的校准提供依据。本研究采用全局灵敏度分析法的一种,即区域灵敏度分析（RSA）,来评估参数的随机变化对出水水质浓度的影响幅度。结果表明：对溶解性COD （SCOD）、氨氮（SNH）和硝态氮（SNO）影响最大的参数,即影响系统中SCOD代谢的参数主要有23个,分别是基质贮存比例系数（fSTO）、微生物利用基质直接进行生长的好氧产率系数（Y1,O）、颗粒性缓慢水降解有机物的水解速率常数（kH）、贮存物的好氧产率系数（YSTO,O）、好氧贮存速率系数（kSTO,O）、微生物基于基质生长过程中UAP的缺氧产率（kUAP,NO）、自养菌硝态氮饱和常数（KA,NO）、控制XSTO代谢的常数（K1）、UAP的水解速率常数（kH,UAP）、基于胞内贮存物的好氧最大比生长速率（μH2,O）、微生物利用胞内贮存物生长过程中UAP的缺氧产率（kUSTO,NO）、异养菌缺氧产率系数（Y1,No）、微生物利用胞内贮存物生长过程中UAP的好氧产率（kUSTO,O）、自养菌氧饱和常数（KA,O）、微生物好氧内源代谢过程中BAP的产率（kBAP,O）、基于基质的好氧生长速率（μH,O）、基于基质的缺氧最大比生长速率（μH,NO）、自养菌碱度饱和常数（KA,ALK）、异养菌的缺氧内源呼吸速率（bH,NO）、微生物直接利用进水基质进行生长过程中UAP的好氧产率（kUAP,O）、基于胞内贮存物的缺氧生长速率（μH2,NO）、饱和常数（K2）和饱和常数（KS）；影响系统中SNH的参数主要有21个,分别是fSTO、自养菌最大比生长速率（μA）、YSTO,O、微生物利用胞内贮存物进行生长的好氧产率系数（Y2,O）、Y1,O、kUAP,NO、kUSTO,NO、kH、μH2,O、μH,NO、氧饱和常数（KO）、Y1,NO、硝态氮饱和常数（KNO）、缺氧贮存速率系数（kSTO,NO）、异养菌的好氧内源呼吸速率（bH,o）、自养菌产率（YA）、KA,ALK、微生物缺氧内源代谢过程中BAP的产率（kBAP,NO）、自养菌氨氮饱和常数（KA,NH）、kSTO,O和饱和常数（KNH）；影响出水SNO变化的参数主要有16个,分别是fSTO、kH、μA、KA,ALK、KO、kH,UAP、μH2,O、kSTO,NO、Y1,O、Y1,NO、KA,NH、K1、μH2,NO、自养菌硝态氮饱和常数（KA,NO）、K2和饱和常数（KNo）。模型机理评估及模型参数校准是检验新建模型的有效性和准确性的重要部分。本研究提出了一种新的适用于评估新建模型机理和参数的校准方法,主要由以下几个步骤组成：a、在文献值的基础上对参数进行灵敏度分析,找出显着影响模型预测结果的参数；b、对进水组分进行划分；c、用耗氧呼吸速率（OUR）法来评估模型的机理；d、用实际工艺的数据进一步检验和校准模型；e、用该工艺的另一种不同运行条件下的实验数据验证模型校准的结果,如改变污泥停留时间（SRT）、曝气方式、进水流量等;f、若第e步不成功,则用第e步的工艺校准模型,并用第d步的工艺运行方式验证校准的结果；g、用另外一种活性污泥工艺进一步验证模型校准的结果；h、若验证不成功,重复d、e、f步骤,直到验证成功。根据新提出的校准方案,本研究用从OUR实验中获得的数据对模型进行评估。模拟结果指出ASMP模型比SSSG-SMP-ASM3模型更准确地模拟活性污泥系统中OUR的动态变化（相关系数R分别为0.893和0.848,误差平方和SSE分别为0.013和0.023）;ASMP模型比ASM3模型更准确地模拟SCOD的动态变化（R分别为0.981和0.977,SSE分别为79.2和354.9）,说明：a、在基质充足时微生物消耗基质的过程有三种途径,即直接利用一部分进水基质进行生长、额外的基质被贮存、微生物利用胞内贮存物进行生长,这三个过程是同时发生的；b、有必要将SMP的形成与降解机理结合到ASM3模型中。同时,用从小试规模的序批式间歇反应器（SBR）中获取的一周期内水质（SCOD、SNH和SNO）的动态变化数据和稳态出水数据（SCOD、UAP、BAP、SNH、SNO、TN和混合液悬浮固体浓度MLSS）校准及模拟三种模型（ASMP、SMP-ASM3和ASM3）,结果表明ASMP模型比SMP-ASM3和ASM3模型更准确地模拟SCOD（R分别为0.939、0.876和0.929,SSE分别为737.1、1757.7和8370.3）、SN（R分别为0.992、0.991和0.979,SSE分别为1.72、12.85和12.12）和SNO（R分别为0.992、0.972和0.952,SSE分别为1.19、10.8和11.53）的动态变化,和稳态出水的SCOD（SSE分别为0.25、4和571.2）、UAP（SSE分别为0.01、0.49和—）、BAP（SSE分别为0.16、1.69和—）、SNH（SSE分别为0.01、0.09和0.09）、SNO（SSE分别为0.09、4.41和4）、TN（SSE分别为1.69、8.41和7.84）和MLSS（SSE分别为7395、67081和123000）。另外,用相同进水水质的连续流完全混合式反应器（CSTR）的出水数据检验SBR的校准结果,用ASMP模型对稳态出水SCOD、UAP、BAP、SNH和SNO的模拟结果表明模型获得了良好的校准,其SSE分别为0.04、0.25、0.09、0.01和1.69。在此基础上,用ASMP模型对SBR工艺进行了优化及不同运行条件下的出水水质进行了预测。采用ASMP和ASM3模型分别对上海市某污水处理厂3—6月份的动态出水水质进行了模拟研究,结果表明ASMP模型可以很好地模拟该污水处理厂的出水水质,其实测出水COD、SNH和SNo动态变化值与模拟值的平均偏差分别为0.8（-16.1—12.5）、0.3（-3.6—7.6）和-5.4（-21.7—1.7）,优于实测值与ASM3模型模拟值的平均偏差（分别为8.6（-6.9—19.8）、2.0（-4.3—8.5）和-7.0（-28—1.7））；同时,模拟结果也表明出水中SMP占有相当部分比例（约25%）,是构成出水中COD的重要组成部分。
廖正峰[10]（2011）在《磁粉活性污泥法处理城市生活污水降解特性及动力学研究》文中认为目前,针对传统活性污泥法存在污泥膨胀、活性污泥难以提高、污水能力受限制等一些缺点,近年来,随着科学技术的发展以及跨学科技术的综合应用研究,许多学者通过将此磁粉投入活性污泥中来处理废水,希望能够解决活性污泥法运行过程中所存在的这些问题。投加磁粉以后,污泥结构紧密、沉降效果好、克服了污泥膨胀现象、提高了污泥浓度、增大了处理能力、减少了曝气池占地面积,而且还具有成本低和易于操作等特点。具有广阔的应用前景。本论文主要是对磁粉活性污泥法处理生活污水的反应动力学进行研究,首先通过磁粉活性污泥法处理城市生活污水的试验,确定磁粉活性污泥法处理城市生活污水的最佳运行工况,然后在最佳运行状况下对磁粉活性污泥法基质降解动力学进行分析讨论,推导出基质降解过程的动力学模式,并利用最佳运行工况下的试验结果对动力学关系式进行回归分析,求定该类污水的动力学常数和确定反应级数。为今后磁粉活性污泥法处理此类污水提供工程设计依据和运行参数。通过对磁粉活性污泥法处理生活污水降解特性及反应动力学研究,本论文得出以下结论：（1）磁粉活性污泥法处理城市生活污水的最佳磁粉投加量为100mg/L,最佳曝气时间为4小时。（2）磁粉活性污泥法的基质降解符合一级反应；未添加磁粉的活性污泥法的基质降解也符合一级反应；并建立了磁粉活性污泥法有机物降解动力学方程和硝化反应动力学方程。
二、SBR法基质降解数学模型的建立和参数估计（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法基质降解数学模型的建立和参数估计（论文提纲范文）
（1）活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 污水处理现状 |
| 1.1.2 监测方法存在的问题 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 活性污泥处理法概况 |
| 1.2.2 活性污泥模型的研究进展 |
| 1.2.3 呼吸速率的研究进展 |
| 1.2.4 硝化反应的研究进展 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 模拟生活污水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 实际测量系统的组成 |
| 2.1.4 在线监测平台 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 水质分析方法 |
| 2.2.2 呼吸速率的测量方法 |
| 2.2.3 硝化活性的测量方法 |
| 2.2.4 结合污泥硝化模型估测氮化物浓度的方法 |
| 第三章 在线监测实验平台的建立 |
| 3.1 在线监测实验平台的设计 |
| 3.1.1 功能设计 |
| 3.1.2 结构设计 |
| 3.2 在线监测实验平台的系统组成 |
| 3.2.1 水路部分 |
| 3.2.2 电气部分 |
| 3.3 在线监测实验平台的软件部分 |
| 3.3.1 软件开发工具 |
| 3.3.2 数据采集和处理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 在线监测平台的测量实验研究 |
| 4.1 在线溶解氧仪 |
| 4.1.1 溶解氧仪的工作原理 |
| 4.1.2 在线溶解氧仪的性能 |
| 4.1.3 校正系统响应时间 |
| 4.2 在线测量呼吸速率的实验研究 |
| 4.2.1 在线测量呼吸速率的原理 |
| 4.2.2 系统中总流量的变化对DO的影响 |
| 4.2.3 利用监测平台测量呼吸速率的方法 |
| 4.2.4 在线测量呼吸速率的测量实例 |
| 4.3 表征活性污泥硝化活性的实验研究 |
| 4.3.1 用呼吸速率表征硝化活性的理论 |
| 4.3.2 用呼吸速率表征硝化活性的方法 |
| 4.3.3 硝化活性实验结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 基于污泥硝化模型估测氮化物浓度的应用研究 |
| 5.1 估测氮化物浓度的理论基础 |
| 5.1.1 基于ASM3建立活性污泥硝化模型 |
| 5.1.2 校正饱和常数和产率系数的原理 |
| 5.1.3 估测氮化物浓度的原理 |
| 5.2 应用呼吸速率估测氮化物浓度的实验研究 |
| 5.2.1 测量亚硝化菌和硝化菌的呼吸速率 |
| 5.2.2 校正饱和常数和产率系数 |
| 5.2.3 估测硝化反应系统中氮化物浓度 |
| 5.3 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 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 硕士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（2）稀土矿区低碳氨氮废水SBR短程硝化的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 稀土矿区低碳氨氮废水的来源及危害 |
| 1.3 污水生物脱氮技术原理和发展 |
| 1.3.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.3.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3.3 短程硝化反硝化 |
| 1.3.4 短程硝化存在的问题及发展趋势 |
| 1.3.5 SBR法概述 |
| 1.4 研究的内容、意义与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及操作方法 |
| 2.2 试验用水、设备及药剂 |
| 2.2.1 试验用水 |
| 2.2.2 试验设备 |
| 2.2.3 试验药剂 |
| 2.3 检测项目与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标检测方法 |
| 2.3.2 微生物菌群分布检测方法 |
| 第三章 SBR短程硝化试验研究 |
| 3.1 全程硝化污泥的驯化 |
| 3.1.1 试验前期准备 |
| 3.1.2 全程硝化污泥驯化方式 |
| 3.2 短程硝化反硝化污泥的驯化 |
| 3.2.1 短程硝化评价指标 |
| 3.2.2 短程硝化污泥驯化方式及控制条件 |
| 3.2.3 短程硝化反硝化污泥驯化 |
| 3.3 实际废水运行效果 |
| 3.3.1 实际废水运行短程硝化反硝化情况 |
| 3.3.2 一个周期内三氮及pH、DO变化规律 |
| 3.4 菌种检测 |
| 3.4.1 微生物种群多样性分析 |
| 3.4.2 门水平的微生物种群分析 |
| 3.4.3 属水平的微生物种群分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 短程硝化系统的稳定性研究 |
| 4.1 曝气量对短程硝化的影响 |
| 4.1.1 试验方法 |
| 4.1.2 试验结果与分析 |
| 4.2 碳氮比对短程硝化的影响 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 试验结果与分析 |
| 4.3 固定曝气时间对SBR处理效果的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 短程硝化系统中的氨氮去除动力学研究 |
| 5.1 模型的基本假设与建立 |
| 5.2 短程硝化过程氨氮去除动力学研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（3）生物质热解木醋液对活性污泥法处理生活污水的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 简称及符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 木醋液及其利用现状 |
| 1.3 活性污泥法的机理及其现状 |
| 1.4 本文的主要研究内容 |
| 2 生物质热解木醋液对活性污泥法处理效果的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.3 木醋液对活性污泥法污染物去除效果的影响 |
| 2.4 木醋液对SBR系统污泥性能的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 木醋液主要有机组分对活性污泥法处理效果的作用机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 主要有机组分对污染物去除效果的影响 |
| 3.4 主要有机组分的配比优化及验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 木醋液对活性污泥法动力学及污泥活性的影响机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 木醋液影响活性污泥法动力学的机制 |
| 4.4 木醋液影响污泥活性的机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 木醋液作用下胞外聚合物影响活性污泥法处理效果的机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 木醋液作用下胞外聚合物影响污染物去除效果的机制 |
| 5.4 木醋液作用下胞外聚合物影响污泥性能的机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 木醋液用于活性污泥法的工艺条件优化 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 工艺条件优化实验结果及响应变量方差分析 |
| 6.4 工艺条件优化及其效益估算 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 全文总结与展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 本文的创新与特色 |
| 7.3 后续工作及建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读博士学位期间发表的论文 |
（4）SBR反应阶段污染物去除规律及有机污染物降解动力学分析（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 装置和方法 |
| 1.2 实验用水 |
| 1.3 分析项目 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 污染物含量随时间的变化 |
| 2.1.1 COD |
| 2.1.2 NH3-N |
| 2.1.3 TN |
| 2.2 DO含量、ORP和p H随时间的变化 |
| 2.3 电导率和浊度随时间的变化 |
| 2.4 有机污染物降解动力学 |
| 3 结论 |
（5）城市生活污水处理的生物建模与控制策略研究（论文提纲范文）
| 1 数学模型与SBR法工艺仿真 |
| 1.1 生化反应数学模型 |
| 1)微生物浓度变化模型 |
| 2)有机物去除过程模型 |
| 3)溶解氧浓度变化模型 |
| 1.2 SBR法工艺仿真 |
| 2 污水处理过程的控制论特性 |
| 1)生化过程的不确定性 |
| 2)生化反应过程的高度非线性 |
| 3)半结构化与非结构化 |
| 4)过程复杂性 |
| 3 控制策略与控制算法 |
| 3.1 控制策略 |
| 3.2 控制算法 |
| 4 过程仿真及其结果分析 |
| 4.1 过程仿真 |
| 4.2 仿真结果分析 |
| 5 结束语 |
（7）生活垃圾填埋场渗滤液“三级垃圾填料床+臭氧法+SBR法”组合技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 论文的研究背景 |
| 1.2 垃圾渗滤液的产生、特性及危害 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液的产生 |
| 1.2.2 生活垃圾填埋场渗滤液的主要特征 |
| 1.2.3 垃圾渗滤液的危害 |
| 1.3 国内垃圾渗滤液的处理现状概述 |
| 1.3.1 我国城市垃圾渗滤液处理经历的三个阶段 |
| 1.3.2 垃圾渗滤液的处理方法概述 |
| 1.3.3 现有处理技术的存在问题 |
| 1.4 垃圾填料床的研究应用现状 |
| 1.4.1 垃圾填料的特性 |
| 1.4.2 垃圾填料床处理垃圾渗滤液的原理 |
| 1.4.3 垃圾填料床的工程应用实例 |
| 1.4.4 现有垃圾填料床应用评述 |
| 1.4.5 垃圾填料床处理垃圾渗滤液存在的问题及展望 |
| 1.5 臭氧工艺处理废水现状概述 |
| 1.5.1 臭氧法处理垃圾渗滤液研究和应用评述 |
| 1.5.2 臭氧氧化法需解决的问题 |
| 1.5.3 臭氧氧化技术的最新进展 |
| 1.6 生物法处理垃圾渗滤液应用现状 |
| 1.6.1 典型的生物工艺处理垃圾渗滤液 |
| 1.6.2 垃圾渗滤液的生物处理工艺评述 |
| 1.6.3 垃圾渗滤液的生物法处理需解决的问题 |
| 1.7 本课题研究的目的、内容及创新点 |
| 1.7.1 本课题研究的目的 |
| 1.7.2 本课题研究的内容 |
| 1.7.3 本课题研究的创新点 |
| 第二章 三级垃圾填料床处理垃圾渗滤液实验研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验水质指标及排放条件 |
| 2.1.2 粉煤灰陶粒的制备 |
| 2.1.3 三级垃圾填料床优势降解菌种进行筛选及驯化 |
| 2.1.3.1 三种培养基的的制备 |
| 2.1.3.2 优势降解菌种的分离与优选 |
| 2.1.3.3 优势降解菌种的驯化 |
| 2.2 三级垃圾填料床工艺流程图 |
| 2.3 分析测试方法及仪器 |
| 2.4 三级垃圾填料床(陶粒强化)的实验结果及讨论 |
| 2.4.1 三级垃圾填料床的调试及调试结果分析 |
| 2.4.2 三级垃圾填料床实验及结果分析 |
| 2.5 经垃圾填料生物反应床处理后的水质情况分析 |
| 2.6 垃圾填料床降解机理分析 |
| 2.6.1 三级垃圾填料床中有机污染物降解的动力学模型建立 |
| 2.6.2 三级垃圾填料床中有机污染物降解的动力学模型的验证 |
| 2.7 三级垃圾填料床(陶粒强化)处理垃圾渗滤液小结 |
| 第三章 臭氧氧化法处理垃圾渗滤液垃圾填料床出水实验研究 |
| 3.1 实验水质 |
| 3.2 臭氧氧化实验工艺流程图 |
| 3.3 臭氧法处理三级垃圾填料床出水的实验结果及其分析 |
| 3.4 三级垃圾填料生物反应床出水经臭氧氧化的水质 |
| 3.5 臭氧处理三级垃圾填料生物反应床出水小结 |
| 第四章 锯末强化SBR法处理“垃圾填料床+臭氧氧化”尾水实验 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验水质 |
| 4.1.2 锯末的准备 |
| 4.1.3 优势菌种的筛选、驯化 |
| 4.1.3.1 培养基的制备 |
| 4.1.3.2 优势菌种的分离与优选 |
| 4.1.3.3 锯末强化活性污泥的驯化 |
| 4.2 SBR法(锯末强化)实验装置 |
| 4.3 锯末强化SBR法处理尾水的实验结果及其分析 |
| 4.4 锯末的强化作用分析 |
| 4.5 尾水经SBR法处理后的水质情况分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 昆明西郊生活垃圾场渗滤液组合工艺工程应用设计 |
| 5.1 工程应用设计及技术、经济分析 |
| 5.1.1 工程应用的工艺流程设计 |
| 5.1.1.1 设计原则 |
| 5.1.1.2 设计水质和水量 |
| 5.1.1.3 垃圾渗滤液处理方案比较和选择 |
| 5.1.1.4 工艺流程 |
| 5.1.2 工程应用的主要建(构)筑物及处理设备 |
| 5.1.3 工程应用的投资估算 |
| 5.1.4 工程应用的运行成本估算 |
| 5.2 研究成果的应用前景 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读博士学位期间发表的学术论文和科研成果 |
| 附录B 攻读博士学位期间主持或参与的科研项目 |
（8）仿人智能控制在SBR污水处理系统中的研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景及目标 |
| 1.2 国内外污水处理研究现状 |
| 1.2.1 国内研究情况 |
| 1.2.2 国外研究情况 |
| 1.3 智能技术在污水处理过程中的应用现状 |
| 1.4 本文主要研究工作 |
| 1.5 本章小结 |
| 2 城市污水处理工艺过程 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 城市污水处理方法 |
| 2.3 城市污水处理工艺流程 |
| 2.3.1 城市污水一级处理 |
| 2.3.2 城市污水二级处理 |
| 2.3.3 城市污水三级处理 |
| 2.4 SBR 法污水处理工艺介绍 |
| 2.4.1 SBR 工艺概述 |
| 2.4.2 SBR 工艺控制方式 |
| 2.4.3 SBR 法控制参数选择 |
| 2.5 数学模型建立 |
| 2.5.1 微生物浓度变化建模 |
| 2.5.2 有机物去除过程建模 |
| 2.5.3 溶解氧浓度变化建模 |
| 2.6 SBR 法工艺仿真 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 仿人智能控制原理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 仿人智能控制的基本原理 |
| 3.3 仿人智能控制基本概念 |
| 3.3.1 特征模型 |
| 3.3.2 特征记忆、特征辨识与模式识别 |
| 3.3.3 多模态控制 |
| 3.3.4 启发式搜索和直觉推理 |
| 3.4 仿人智能控制器设计方法 |
| 3.4.1 被控对象的简化模型和模型处理 |
| 3.4.2 仿人智能控制器设计步骤 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 粒子群算法的基本原理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 基本粒子群算法 |
| 4.2.1 算法原理 |
| 4.2.2 惯性权重 w 的引入 |
| 4.2.3 压缩因子(Constriction Factor)的引入 |
| 4.2.4 算法流程 |
| 4.3 粒子群算法与其他算法的比较 |
| 4.3.1 与遗传算法比较 |
| 4.3.2 与蚁群算法比较 |
| 4.4 粒子群算法的改进问题 |
| 4.5 粒子群优化算法改进的一般原则 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 具有遗传思想的改进粒子群算法 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 具有遗传思想的粒子群算法(GAPSO) |
| 5.2.1 遗传算法概述 |
| 5.2.2 遗传算法的基本步骤 |
| 5.3 改进的粒子群优化算法 |
| 5.3.1 惯性权重的非线性递减 |
| 5.3.2 遗传算子操作的实现 |
| 5.3.3 算法流程 |
| 5.4 改进算法测试与分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 改进 PSO 算法在污水处理仿人智能控制器中的应用与研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 溶解氧控制模型处理 |
| 6.3 仿人控制器的设计 |
| 6.4 改进粒子群算法对控制器参数的优化 |
| 6.5 实验仿真与分析 |
| 6.5.1 抗干扰性能分析 |
| 6.5.2 鲁棒性能分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
（9）包含溶解性微生物产物形成与降解及同时贮存与生长机理的新活性污泥数学模型建立与模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 课题的创新点 |
| 参考文献 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 污水处理ASMs系列模型的发展 |
| 2.2 溶解性微生物产物研究现状 |
| 2.2.1 SMP的定义 |
| 2.2.2 SMP的来源 |
| 2.2.3 SMP的组成 |
| 2.2.4 污水处理过程中影响SMP的因素 |
| 2.3 SMP的形成与降解动力学模型 |
| 2.4 SMP模型与活性污泥法的结合 |
| 2.5 同时贮存与生长机理的研究进展 |
| 参考文献 |
| 第3章 SMP-ASM3、SSSG-SMP-ASM3及ASMP模型的建立 |
| 3.1 SMP-ASM3模型的建立 |
| 3.1.1 SMP-ASM3模型构建的基本概念 |
| 3.1.2 SMP-ASM3模型的基质代谢途径 |
| 3.1.3 SMP-ASM3模型的组分及定义 |
| 3.1.4 模型中的反应过程 |
| 3.1.5 模型的化学计量学矩阵及组分矩阵 |
| 3.1.6 SMP-ASM3模型的动力学表达式 |
| 3.1.7 SMP-ASM3模型的物料守恒方程 |
| 3.1.8 SMP-ASM3模型参数的取值 |
| 3.1.9 小结 |
| 3.2 SSSG-SMP-ASM3模型的建立 |
| 3.2.1 SSSG-SMP-ASM3模型构建的基本概念 |
| 3.2.2 SSSG-SMP-ASM3模型的基质代谢途径 |
| 3.2.3 SSSG-SMP-ASM3模型的组分及定义 |
| 3.2.4 SSSG-SMP-ASM3模型的反应过程 |
| 3.2.5 SSSG-SMP-ASM3模型的化学计量矩阵与组分矩阵 |
| 3.2.6 SSSG-SMP-ASM3模型的动力学表达式 |
| 3.2.7 SSSG-SMP-ASM3模型的物料守恒方程 |
| 3.2.8 SSSG-SMP-ASM3模型参数的取值 |
| 3.2.9 小结 |
| 3.3 ASMP模型的建立 |
| 3.3.1 ASMP模型构建的基本概念 |
| 3.3.2 ASMP模型的基质代谢机理 |
| 3.3.3 ASMP模型的组分及定义 |
| 3.3.4 ASMP模型的反应过程 |
| 3.3.5 ASMP模型的化学计量学矩阵与组分矩阵 |
| 3.3.6 ASMP模型的动力学表达式 |
| 3.3.7 ASMP模型的物料守恒方程 |
| 3.3.8 ASMP模型参数的取值 |
| 3.3.9 小结 |
| 3.4 环境影响因素 |
| 3.5 模型建立的必要条件 |
| 3.6 模型的计算程序 |
| 参考文献 |
| 第4章 ASMP模型参数的灵敏度分析 |
| 4.1 ASMP模型参数的灵敏度分析 |
| 4.1.1 RSA算法的主要步骤 |
| 4.1.2 灵敏度分析模拟条件的设定 |
| 4.1.3 灵敏度分析模拟策略 |
| 4.2 灵敏度分析结果 |
| 4.2.1 以出水SCOD为评估对象的灵敏度分析结果 |
| 4.2.2 以出水S_(NH)为评估对象的灵敏度分析结果 |
| 4.2.3 以出水S_(NO)为评估对象的灵敏度分析结果 |
| 4.2.4 参数对不同评估对象的灵敏性 |
| 4.3 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 ASMP模型参数校准及模型机理评估 |
| 5.1 四种模型校准方案综述 |
| 5.1.1 BIOMATH方案 |
| 5.1.2 STOWA方案 |
| 5.1.3 HSG方案 |
| 5.1.4 WERF方案 |
| 5.2 新建模型校准方案的提出 |
| 5.3 模型的校准及模型机理的评估:OUR法 |
| 5.3.1 OUR实验 |
| 5.3.2 进水水质组分的划分及水质特性分析测定 |
| 5.3.3 参数确定及模拟策略 |
| 5.3.4 实验结果与分析 |
| 5.3.5 参数评估过程及结果 |
| 5.3.6 模拟与讨论 |
| 5.3.7 小结 |
| 5.4 模型的校准及模型机理的评估:SBR方法 |
| 5.4.1 SBR实验 |
| 5.4.2 进水水质组分划分及水质特性分析测定 |
| 5.4.3 参数确定及模拟策略 |
| 5.4.4 SBR 工况1校准与评估 |
| 5.4.5 结果与讨论 |
| 5.4.6 小结 |
| 5.5 校准模型的检验与验证:同工艺不同工况的模拟评估 |
| 5.5.1 SBR 工况2和工况3介绍 |
| 5.5.2 实验数据分析 |
| 5.5.3 ASMP模拟SBR 工况2和工况3结果分析 |
| 5.5.4 小结 |
| 5.6 校准模型的检验与验证:CSTR方法 |
| 5.6.1 CSTR实验 |
| 5.6.2 模拟策略 |
| 5.6.3 实验数据分析 |
| 5.6.4 实验数据与模拟结果比较 |
| 5.6.5 小结 |
| 5.7 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 SBR运行工艺的模拟、优化及预测 |
| 6.1 SBR 工艺模拟及曝气/非曝气运行模式优化 |
| 6.1.1 曝气充氧系数K_La对出水水质的影响 |
| 6.1.2 反应时间的优化 |
| 6.2 SBR工艺在交替曝气/非曝气运行模式下的模拟及优化 |
| 6.3 SBR 工艺在非曝气/曝气/非曝气运行模式下的模拟及优化 |
| 6.4 工艺运行条件对SBR系统出水水质的影响预测分析 |
| 6.4.1 SRT对出水水质的影响 |
| 6.4.2 排出比的影响 |
| 6.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第7章 实际城市污水处理厂的运行与模拟 |
| 7.1 上海某城市污水处理厂概况 |
| 7.2 污水厂常规监测数据 |
| 7.3 进水水质特性监测数据的转换 |
| 7.4 模拟策略 |
| 7.4.1 推流式活性污泥工艺模型的编制 |
| 7.4.2 模型初始输入值的确定 |
| 7.4.3 模型动态模拟计算方法 |
| 7.4.4 模拟的假设条件 |
| 7.5 参数值的确定 |
| 7.6 实测数据与模拟结果讨论 |
| 7.7 小结 |
| 参考文献 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 致谢 |
| 博士期间的成果 |
（10）磁粉活性污泥法处理城市生活污水降解特性及动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 活性污泥法概述 |
| 1.1.1 活性污泥法的产生及发展 |
| 1.1.2 活性污泥法的净化过程与机理 |
| 1.1.3 活性污泥法存在问题 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 微生物磁效应在废水处理中的应用 |
| 1.2.2 磁粉活性污泥法国内外研究现状 |
| 1.2.3 国内外工程应用研究情况 |
| 1.3 活性污泥法基质降解动力学研究 |
| 1.4 课题的提出 |
| 1.5 论文研究目的、内容以及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 磁粉活性污泥法的理论基础 |
| 2.1 活性污泥生物学理论基础 |
| 2.1.1 活性污泥中微生物 |
| 2.1.2 微生物降解污染物技术 |
| 2.1.3 微生物降解污染物的环境影响因素 |
| 2.2 生物磁学理论基础 |
| 2.2.1 生物的自身磁性 |
| 2.2.2 磁场对微生物的影响 |
| 第3章 试验设计与准备 |
| 3.1 试验设计 |
| 3.1.1 反应器的设计 |
| 3.1.2 指标测定方法及所用仪器 |
| 3.2 试验准备 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验水质 |
| 3.2.3 磁粉参数 |
| 3.2.4 磁粉活性污泥的接种驯化 |
| 3.2.5 取样测试时间 |
| 第4章 结果与讨论 |
| 4.1 不同磁粉投加量对处理效果的影响 |
| 4.2 曝气时间对处理效果的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 磁粉活性污泥法基质降解动力学 |
| 5.1 反应级数的确定 |
| 5.1.1 磁粉活性污泥法反应级数的确定 |
| 5.1.2 未添加磁粉的活性污泥法反应级数的确定 |
| 5.2 有机物降解动力学分析 |
| 5.2.1 模式的基本假设 |
| 5.2.2 有机物降解动力学模型推导 |
| 5.2.3 动力学参数的确定 |
| 5.3 好氧阶段硝化反应动力学分析 |
| 5.3.1 硝化反应动力学模型推导 |
| 5.3.2 硝化反应动力学参数的确定 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
四、SBR法基质降解数学模型的建立和参数估计（论文参考文献）
- [1]活性污泥系统工艺特性在线监测平台的开发[D]. 李思安. 北京化工大学, 2020(02)
- [2]稀土矿区低碳氨氮废水SBR短程硝化的应用研究[D]. 李丹. 江西理工大学, 2019(01)
- [3]生物质热解木醋液对活性污泥法处理生活污水的影响机制研究[D]. 张芳. 华中科技大学, 2019(03)
- [4]SBR反应阶段污染物去除规律及有机污染物降解动力学分析[J]. 张事,胡波,左行涛,龚烨霞,廖玮. 水处理技术, 2017(06)
- [5]城市生活污水处理的生物建模与控制策略研究[J]. 邓新莉,刘珊. 重庆理工大学学报(自然科学), 2016(07)
- [6]SBR中基质降解特性及动力学模型研究[J]. 袁林江,李剑,柴璐. 西安建筑科技大学学报(自然科学版), 2015(01)
- [7]生活垃圾填埋场渗滤液“三级垃圾填料床+臭氧法+SBR法”组合技术研究[D]. 安正阳. 昆明理工大学, 2014(12)
- [8]仿人智能控制在SBR污水处理系统中的研究与应用[D]. 毕建朝. 重庆大学, 2012(03)
- [9]包含溶解性微生物产物形成与降解及同时贮存与生长机理的新活性污泥数学模型建立与模拟研究[D]. 范吉. 华东理工大学, 2011(05)
- [10]磁粉活性污泥法处理城市生活污水降解特性及动力学研究[D]. 廖正峰. 西南交通大学, 2011(04)