一、一种强化废水生物处理新方法的研究（论文文献综述）
陈应运[1]（2021）在《铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究》文中研究表明我国每年数百亿吨工业含盐废水的排放及沿海地区的海水代用问题,加剧了污水治理工作负荷及难度。好氧颗粒污泥因结构致密、沉降性能好、生物量高、功能菌组成丰富及抗外界不利环境因子能力强等优势,使其在含盐废水的生物处理工艺中备受青睐。然而好氧颗粒污泥的形成受诸多因素牵制,操作条件较为苛刻,且耗时普遍较长;在应对工业上不同生产季节含盐废水水质波动大的问题时,好氧颗粒污泥自身调控较为滞后;加之我国北方地区冬季寒冷气候会进一步抑制生物酶活性,限制了好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的推广。针对以上问题,本研究首先开发了以铁基修饰的塔宾曲霉菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的好氧颗粒污泥简易培育方法,研究了其理化性质、生物活性、尺寸效应及形成机理;经盐梯度驯化形成耐盐颗粒后,探究外源添加Fe3O4促进系统应对高盐废水C/N波动冲击的可行性及机制;分离筛选出多株不同种属耐盐功能菌,按比例进行复配,形成低温下仍具较高脱氮效能的复合菌剂,投加至耐盐颗粒污泥系统,并探究了其对实际海产品加工废水生物强化处理效能提升的可行性与机理;研究结果能够为解决好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的瓶颈问题提供理论指导与技术支撑。（1）铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥性能及形成机理研究针对原生菌丝球内部菌丝缠绕相对疏松、生物絮凝性能较低的问题,本文采用不同Fe3O4纳米材料对塔宾曲霉（Aspergillus tubingensis,AT）菌丝球进行修饰,发现经Fe3O4@Si O2-QC纳米粒子修饰后的AT菌丝球内部结构变得更加致密,表面疏水性和表观粘度较未修饰前分别增加了45.41%和42.38%,生物絮凝性能提高。针对目前好氧颗粒污泥形成条件苛刻和耗时久的问题,本文构建了利用铁基修饰的菌丝球与絮状活性污泥共培养的简化培育方法,在优化条件下初步聚集在AT菌丝球上的活性污泥生物量可达1.54 g/g,初步形成的以AT为骨架（AT-based）的好氧颗粒污泥（AT-AGS）的比耗氧率（SOUR）可达58.03 mg O2/g VSS·h。初始AT-AGS经筛分后独自继续培养至第9天,便可形成具有较高生物活性（64.45 mg O2/g VSS·h的SOUR）和较优沉降性能（58.22 m/h的沉积速率）的成熟好氧颗粒污泥。结合污泥表面性质、XDLVO数学理论模型及群体感应信号分子调控等分析,揭示了颗粒污泥形成机理:表面带正电的AT菌丝通过静电吸附作用及三维网状骨架结构促使了絮状活性污泥的初始聚集,菌丝球和初步聚集的污泥微生物互作下,增加的c-di-GMP群体感应信号分子刺激分泌更多的疏水性及粘性胞外聚合物（EPS）,促进了后期絮状活性污泥在菌丝表面聚集,聚集在菌丝表面的污泥微生物生长繁殖,进一步增加颗粒生物量,形成成熟的AT-AGS。在高进水负荷条件下,AT-AGS对总氮和总磷的去除率分别比接种絮状活性污泥的高出12.24%和16.29%。高通量测序表明,AT-AGS的负责碳氮磷去除的功能物种的丰富度及多样性均高于接种的絮状活性污泥。（2）AT-AGS的尺寸效应研究针对不同尺寸的传统AGS在污染物去除性能及结构稳定性方面存在较大差异的问题,本文通过研究颗粒内部孔隙、细胞EPS组成与空间分布及颗粒表面特性等,分析了颗粒内部微环境对功能菌定植及丰度的影响。研究结果发现:随着粒径的增大,AT-AGS的总孔体积先减小后增大,而平均孔径则是先增大后减小;EPS分泌整体随着粒径的增加呈先增大后减小的趋势,但小尺寸颗粒（0.5-1.5 mm）GS的胞外蛋白含量最大（67.53 mg/g VSS）,而中等尺寸颗粒（1.5-3.0 mm）GM的胞外多糖含量最大（65.02mg/g VSS）,导致了微生物表面特性的差异,以此形成了不同尺寸颗粒不同的微环境。原位荧光杂交分析技术表明,AT-AGS的内部微环境差异调控着功能物种的空间分布。GS和GM降解有机物菌属的相对丰度比大尺寸颗粒（3.0-5.0 mm）GL约高出11%。GM硝化菌属和反硝化菌属的相对丰度比GS和GL高出1.09%～11.54%。生物酶活性方面的分析结果表明GM的脱氢酶、氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性高出GS和GL 1.32～3.09倍。实时定量PCR结果显示,GM的amo B、hao、nxr A、nxr B、nar G和nir S等功能基因的表达水平是GS和GL的1.31～37.55倍。（3）耐盐AT-AGS的形成及抗逆特性研究针对高盐胁迫因子严重抑制功能菌生长代谢、破坏菌种间稳定的相互作用的问题,本文采用盐梯度驯化方法培育耐盐功能菌,发现AT-AGS在6.25、12.5、25、37.5和50 g NaCl/L盐度条件下达到性能稳定状态的耗时比絮状活性污泥分别少4、5、8、7和8天,表现出更高的耐盐驯化效率。形成的耐盐AT-AGS在50 g NaCl/L盐度条件下的COD和氨氮去除率比耐盐絮状活性污泥分别高出11.83%和7.18%。耐盐的AT-AGS显示出更强的生物量截留能力（7.92 g/L的MLVSS）和更高的代谢活性（48.06 mg TF/g VSS·h的脱氢酶活性）。耐盐AT-AGS总胞外多糖含量（80.7 mg/g VSS）接近于耐盐絮状活性污泥（46.3 mg/g VSS）的2倍,在维持系统稳定中起着关键作用。高通量测序分析表明,耐盐驯化后AT-AGS保持了较高的微生物丰富度和多样性,耐盐的Marinobacterium（相对丰度为32.04%）演替为最主要的菌属。针对含盐废水同时存在水质C/N波动的问题,本文提出了利用铁元素协同抵抗双重胁迫的应对策略。通过向耐盐AT-AGS系统外源添加1.5 g/L Fe3O4,发现污泥响应高盐废水C/N波动冲击后达到性能稳定的耗时大幅缩短,各阶段COD、氨氮和总氮去除率较对照组高出2.27%～8.55%。Fe3O4的添加提高了系统在应对C/N波动时的功能菌截留能力,维持了污泥较高的絮凝活性,保障了系统较高的稳定性。此外,Fe3O4提高了污泥在C/N波动条件下的电子传递系统活性,促进了细胞维持较高的生物酶活性。（4）耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究针对实验室培养的耐盐多菌体系很难高效处理成分复杂且多变的实际含盐废水的问题,本文通过从海产品加工企业周围土壤分离筛选出2株耐盐氨氮利用菌、2株耐盐亚硝氮利用菌和3株耐盐硝氮利用菌,并依据环境因子耐受性试验结果,按比例复配,制备形成在低温（15℃）条件下具有较高综合脱氮性能的复合菌剂。将5%（w/w）复合菌剂分批次（在第1天和第10天分别投加2.5%）投加至耐盐AT-AGS系统,用于强化处理实际海产品加工废水,发现稳定状态下生物强化组的氨氮和总氮去除率较对照组分别高出12.13%和17.20%,氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性也比对照组分别高出60.00%、66.39%、61.97%和95.24%。（5）菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究最后考察了黑曲霉、烟曲霉、黄孢原毛平革菌和白色链霉菌等具有不同代表性的菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的可行性,发现4种菌丝球在优化条件下初步聚集的污泥生物量可分别达1.24、1.73、1.75和1.89 g/g,形成的初始颗粒的SOUR可分别达36.52、54.11、45.36和56.95mg O2/g VSS。筛分后继续培养都可以形成性能稳定的成熟的好氧颗粒污泥,呈现出较好的沉降性能、较高的生物酶活性和较强的污染物去除性能,表明利用菌丝球辅助絮状活性污泥造粒具有普适性。
曹晓敏[2]（2021）在《铁强化厌氧生物降解化工废水实验研究》文中指出
刘轶男[3]（2021）在《细菌界面作用过程的微观解析》文中研究表明微生物是废水生物处理的主体。在废水生物处理过程中,污染物的转化、生物膜的形成等重要过程均是以细菌-污染物和细菌-基质表面的界面作用过程为基础而实现的,这些界面相互作用也影响着废水处理的效率。因此,深入研究微生物界面的作用,对于在微观尺度上理解废水生物处理的机制,发展新型废水生物处理技术具有重要的意义。本论文综合运用显微成像学、微生物学、电化学等多学科研究方法和技术手段,分析了细菌界面上污染物的降解与吸附过程,并通过方法的突破,在单细胞尺度上研究了细菌在基质表面的粘附与电子转移过程,揭示了细菌界面相互作用的微观机制。本文得出的主要结论如下:1.电化学活性细菌界面上污染物胞外降解过程的研究。电化学活性细菌（EAB）的外膜既是污染物界面作用的位置也是污染物胞外转化的区域。我们以典型的EAB Geobacter sulfurreduc ensPCA为模式菌株,对偶氮染料甲基橙（MO）进行了生物还原实验。我们发现G.sulfurreducens PCA可有效地将MO还原成胺,且G.sulfurreducens PCA是目前已知的MO还原菌株中脱色效率最高的。质量和电子衡算、荧光探针法和蛋白酶K处理等实验结果表明,G.sulfurreducens PCA对MO的生物脱色是完全的胞外过程。外膜细胞色素C（OMC）是MO还原的关键外膜蛋白。此工作加深了我们对EAB生理过程的理解,对染料废水的生物处理具有重要的参考价值。而胞外呼吸的污染物降解功能也将拓宽EAB的环境应用。2.EAB细菌界面上污染物吸附过程的研究。充分考虑EAB细菌外膜界面电荷可以调控,可吸附重金属的特点,我们研究了Shewanella oneidensis与Cd（Ⅱ）的相互作用。序批式吸附实验和原位表面等离子体共振显微分析表明,还原环境中孵育的S.oneidensis MR-1对Cd（Ⅱ）的吸附容量（22.48mg/gdw,2.2倍）和吸附速率（2.13倍）均优于氧化环境中孵育的菌株。另外,拉曼光谱和突变菌株的实验结果则进一步揭示了 OMC在生物吸附增强中的重要作用。还原态的OMC赋予了S.oneidensis MR-1细胞表面更负的zeta电位,并促进了其与Cd（Ⅱ）的络合。这种Cd（II）生物吸附增强机制在如G.sulfurreducens的其他EAB中也同样存在。此结果加深了我们对微生物重金属吸附的认识,也拓宽了 EAB在重金属污染环境生物修复中的应用。3.单细菌界面粘附强度分析方法的开发。微生物与基质表面粘附过程的研究对于理解生物膜的形成过程、开发生物传感器和设计生物材料具有重要意义。但由于细菌界面的微小尺度与复杂结构,其粘附的机制尚不清楚,粘附强度也缺乏高通量的测量方法。基于这些挑战,我们开发了一种测量细菌粘附强度的单细菌成像方法。与传统方法不同,我们利用干涉等离子体成像技术,追踪单个细菌细胞垂直振动,继而通过振动分析来确定单细胞的界面势能分布,从而测定单细胞的粘附强度。所计算得出的结合常数与细菌宏观的粘附速度具有较好相关性,可作为细菌粘附强度分析的新指标。这种方法为生物膜形成机制研究提供了新的视角,并且为研究细菌-基质表面的相互作用提供了新的方法。4.细菌界面粘附过程中纳米阶跃行为的研究。细菌粘附作为生物膜形成的前提,在废水生物处理、细菌感染等多个过程中都具有着深远的影响。在细菌粘附过程中,其初始粘附是最关键的过程。在此过程中,细菌经历了从可逆粘附到不可逆粘附的转变。然而,由于分析方法的限制,细菌粘附状态转变的具体过程还存在较多未知。我们使用表面等离子体共振显微镜,对Sphingomonas wittichii RW1粘附状态转变过程进行了高时空分辨率的成像。通过对图像的分析,我们首次观察到细菌在基质表面的纳米尺度阶梯状粘附过程,表明了细菌从可逆粘附到不可逆粘附的转变是不连续的。此外,我们还探讨了细菌粘附阶梯状转变的机制,并将其归因于胞外聚合物斑块与基质表面之间不连续的相互作用。本章工作揭示了细菌粘附转变中的阶跃行为,对解释细菌粘附过程、调控生物膜形成均具有重要价值。5.基于细菌界面振动的毒性分析方法的开发。快速准确的毒性监测对于水污染事故的早期预警和化学品风险评估具有重要意义,然而现有的方法仍存在着成本高、速度慢的缺点。为解决这一问题,我们开发了等离子体纳米机械传感系统,用于快速评估水质毒性。该技术基于E.coli纳米机械运动的等离子体共振成像,当细菌暴露于毒物之中时,其纳米机械运动将会被抑制,通过将纳米机械运动的幅度与细菌活性进行关联,我们即可实现对水质毒性的快速监测。该技术对阳离子、阴离子型及有机毒物均具有良好响应,所得毒物半抑制浓度和传统方法结果相接近。并且,该技术还具有较强抗干扰性,可用于实际废水的水质监测。该方法有望在水质安全在线预警和化学品毒性评估中得以应用。6.细菌界面电化学活性单细菌成像方法的开发。细菌的电化学活性是其胞外电子传递不可或缺的基础,在能源回收和环境修复等诸多领域中均有着广泛的应用。然而,目前胞外电子传递的具体机制尚不明晰,而单细菌电化学活性的高通量分析手段也十分缺乏。针对这一问题,我们开发了等离子体电化学成像系统（PEIS）来表征模式EABS.oneidensis MR-1的单细胞电化学活性。利用PEIS对折射率变化的高敏感性,我们可对单细菌折射率变化进行成像,从而高通量地获得其电化学活性参数。通过成像分析,我们计算得出了单细菌的表观氧化还原电位以及电子转移数,并发现了细菌粘附强度与电化学活性之间的正相关关系以及细菌氧化还原电位与电子转移数之间的负相关关系。考虑到该方法的易操作性和可扩展性,PEIS有望应用于EAB的快速筛选和胞外电子传递过程的机制研究之中。
高艳娟[4]（2020）在《反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究》文中研究说明含氮杂环化合物（Nitrogen Heterocyclic Compounds,NHCs）具有毒性与“三致”效应,广泛存在于煤热解、焦化等煤化工废水中。这类工业废水主要特征是COD/NOx--N比值较高,过量的碳源除反硝化降解外,主要依靠后续好氧反应池耗氧代谢,动力能耗较大,难降解NHCs的存在,使生物处理的效果受到极大限制,出水COD浓度仍较高,达不到排放标准。传统厌氧生物处理是去除NHCs的有效方法,但存在降解速率慢、生物能源气体（CH4）产量低、降解过程中产生氨氮累积的困局。厌氧同时反硝化产甲烷（SDM）是提高有机物降解率,改善生化出水质量的有效途径。针对传统厌氧技术应用的瓶颈,微生物电解池耦合厌氧消化（MEC-AD）技术具有强化厌氧降解、同时除碳脱氮的潜能。本文选用喹啉、吲哚、吡啶三种典型NHCs,分析了典型NHCs在SDM体系中降解性能,解析了NO3--N对NHCs降解的促进及对产甲烷的抑制作用机理,揭示了SDM体系内NHCs降解途径及降解机理,明确了特定碳源下反硝化菌和产甲烷菌的共生关系;提出了MEC-AD体系强化NHCs降解及碳氮脱除的方法,探讨生物电化学体系内碳氮同步脱除机制,揭示了NHCs在MEC-AD体系内降解机理及功能菌群协同耦合作用的生物学机制;研究了NHCs共基质条件下降解特性。本研究可丰富废水厌氧生物处理理论,为煤化工业废水中NHCs的有效去除提供理论依据与新思路。研究结果表明,SDM体系内250 mg/L喹啉、吲哚、吡啶的最适NO3--N分别为50、50、35 mg/L时,可获得NHCs最快降解速率及最小避免NO3--N对产甲烷反应的抑制,相比厌氧消化体系（AD）,降解速率分别提高了0.54、1.15、1.41 mg/（L·h）,甲烷产量分别减少了58.58%、64.13%、30.36%;脱氢酶和脲酶活性分别提高了6.50和3.70、6.80和8.50、6.70和3.50mg/MLVSS/h;高浓度NHCs（550 mg/L）降解效率分别提高39.86%、54.34%、22.33%;由于NHCs降解进程加快,NH4+-N的累积量相应提高了4.90%、6.25%、8.41%。通过对NHCs降解前后做碳氮平衡分析,明确了SDM体系内NHCs降解过程中碳氮流向。相比AD体系,反应结束后,SDM体系内喹啉、吲哚、吡啶中的碳转化的无机碳分别提高了21.30%、20.73%、4.51%;有机碳分别降低了19.63%、24.04%、17.80%;甲烷碳分别降低了12.76%、21.79%、14.45%;而固态中生物碳与氮含量均得到提高。SDM体系内喹啉在C-2位置羟基化生成2-羟基喹啉;吲哚在C-2羟基化生成2-吲哚酮和靛红,及生成甲基化产物3-甲基吲哚;吡啶在N-C-2位置断裂生成戊二醛。相比AD体系,SDM体系内中间产物形成速率更快且降解更为彻底。SDM体系内有效富集了降解菌、反硝化菌、硝态氮还原菌、中间产物降解菌,功能菌群间是互营共生关系;在产甲烷层面,喹啉、吲哚组以氢营养型产甲烷菌为主,吡啶组以乙酸营养型产甲烷菌为主。SDM内NHCs降解存在氨氮累积量增高、甲烷产量降低的现象,因此,探究了MEC-AD对NHCs碳氮脱除的效能。结果表明,外加电压促进了喹啉、吲哚、吡啶的降解,250 mg/L的NHCs最适降解电压分别为1.0、1.0、0.7 V,相比AD体系,降解速率分别提高了2.65、3.74、8.32 mg/（L·h）;TOC去除率分别了提高了29.41%、29.19%、24.69%;甲烷产量分别提高了1.5、1.4、1.4倍;处理高浓度NHCs（550 mg/L）,去除率分别提高了84.26%、84.22%、55.56%。分析了MEC-AD体系脱除氨氮效果,发现NH4+-N能完全去除,并解读了脱氮过程中电化学氧化、厌氧氨氧化、反硝化的协同作用机制。MEC-AD体系内喹啉降解遵循香豆素路径,生成2-羟基喹啉与8-羟基香豆素;吲哚降解生成2-吲哚酮与靛红;吡啶降解生成戊二醛,并在C-2-3处断裂生成甲酰胺;中间产物的形成与降解速率加快。功能菌群在MEC-AD体系内富集度更高,且电流对优势菌的富集具有选择性,喹啉降解过程中,降解菌和产电菌、厌氧氨氧化菌、自养反硝化菌、异养反硝化菌互营共生,占比分别高达36.99%、4.84%、8.18%、1.28%;三种NHCs组内均以氢型产甲烷菌为主,并富集了与氮脱除过程相关的厌氧氨氧化古菌（Nitrosoarchaeum）。实际废水中NHCs以混合底物状态存在,当喹啉与吲哚共基质时,低浓度的吲哚（0-100 mg/L）对喹啉及中间产物的降解具有促进作用,浓度高于150 mg/L会出现抑制现象;喹啉无论浓度高低均对吲哚的降解产生抑制。吲哚与吡啶共基质时有相似的降解特征。由于降解体系及底物不同,使NHCs共基质的功能菌群结构差异较大。
宋向茹[5]（2020）在《厌氧流化床耦合导电膜生物反应器处理城镇污水效能研究》文中研究指明目前,我国城镇污水的排放量逐年增长,且污水成分日趋复杂,使污水处理厂对出水达标排放和工艺改造的需求愈加强烈。城镇污水的主流处理工艺中,活性污泥法不兼顾污水的资源性,能源回收效率低,剩余污泥量大;厌氧消化技术对污水中氨氮和悬浮物的去除效果甚微,出水不达标。本文以城镇污水高效处理和能源回收为目标,提出一种厌氧流化床与膜技术的组合工艺——厌氧流化床耦合导电膜生物反应器来处理城镇污水,能够回收能源和改善出水水质。针对组合工艺的膜组件和填料以及系统调控开展研究,通过掺杂改性制备了导电性和抗污染性能良好的导电滤膜,通过负载纳米颗粒制备了导电性和比表面积高的填料,考察了导电滤膜和填料对组合工艺运行效能的影响。通过向导电滤膜中掺杂石墨烯、碳纳米管和碳黑三种改性剂可有效提高导电滤膜的导电性和抗污染性能。在三种改性导电滤膜中,掺杂石墨烯的导电滤膜具有最优的亲水性、抗污染性能和截留性能。在活性炭:石墨烯（质量比）为20:1（G5导电滤膜）时,G5导电滤膜的接触角为77.5±0.9°,表面蛋白含量为5.31±0.02 mg-protein/cm2,与对照组相比分别降低了25.5%和28.5%。G5导电滤膜对总化学需氧量（t COD）的截留率达到60%,与对照组相比增大了42.9%。对比使用后的导电滤膜的通量衰减率发现,G5导电滤膜的通量衰减率仅为5.7±0.1%,与碳纳米管最优比例导电滤膜相比降低了37.4%,与碳黑最优比例导电滤膜相比降低了67.6%合成了负载四氧化三铁的磁性活性炭（MAC）,提高了低浓度进水条件下厌氧系统的甲烷产率和污染物去除效率。MAC的电导率为17.5±0.6 m S/cm,比表面积达到688 m2/g,与颗粒活性炭（GAC）相比分别增大了1.0倍和93%。将两种粒子添加到厌氧瓶（进水t COD浓度为400 mg/L）中,MAC厌氧瓶的出水t COD浓度为44.5±1.5 mg/L,与对照组相比降低了42.9%,与GAC厌氧瓶相比降低了31.0%;甲烷产量达到0.32±0.01 LCH4/gt CODremoved,与对照组相比增加了2.7倍,与GAC厌氧瓶相比增加了46.7%。采用电化学手段和高通量测序考察了粒子对低浓度进水条件下厌氧消化过程中电子传递的影响。研究发现,MAC厌氧瓶的核黄素含量达到1.31±0.06 mg/L,与对照组相比增加了31.0%,与颗粒活性炭厌氧瓶相比增加了16.7%;MAC增加了体系内产氢细菌、嗜氢产甲烷菌的相对丰度。同时,MAC还增加了能够释放出电子、参与种间电子传递过程的细菌的相对丰度。以抗污染导电滤膜和负载四氧化三铁磁性活性炭,构建了适用于处理低浓度污水的厌氧流化床耦合导电膜生物反应器,考察了短期饥饿、回流方式、负载四氧化三铁磁性活性炭和导电滤膜对系统污染物去除效率的影响。在以实际城镇污水为进水、HRT为0.92小时条件下,短期饥饿、气驱动流化以及添加MAC均提高了反应器的运行效能。短期饥饿后气驱动流化下的t COD去除率（68.4%）与短期饥饿前气驱动流化下的t COD去除率相比增大了19.2%,与短期饥饿后水驱动流化的t COD去除率相比增大了8.2%;加入MAC后,反应器的t COD去除率略有增大（73.0%）。短期饥饿前,气驱动流化方式的总甲烷产量（0.84±0.02 L/（L·d））与水驱动流化（0.76±0.02 L/（L·d））相比增大了11.0%。短期饥饿后,气驱动流化方式的总甲烷产量（0.88±0.01 L/（L·d））与水驱动流化（0.80±0.01 L/（L·d））相比增大了10.0%。投加MAC后,厌氧流化床反应器的总甲烷产量达到0.91±0.01L/（L·d）。高通量测序结果表明,短期饥饿和添加MAC均改变了系统内微生物群落结构,影响了系统内功能酶的合成。构建组合工艺后,导电滤膜提高了系统的t COD去除率、TN去除率和SS去除率,出水达到城镇污水处理厂污染物排放标准《GB 18918-2016》出水一级A;在外电场的作用下,导电滤膜的抗污染性能增强,其表面的胞外聚合物含量（82.8 mg/cm2）与无电场下的导电膜和基底膜相比分别减少了17.4%和33.1%。
马姝[6]（2020）在《亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉研究》文中认为焦化废水作为一种典型的难降解有机废水,成分复杂,可生化性差,处理困难,单一的以活性污泥为主体的生物处理法（如A2/O）难以使化学需氧量（chemical oxygen demand,COD）和氨氮同时达标排放,因此对生物、农田、水体等生态环境造成严重危害。近年来,因其导电性能优异,磁铁矿作为介体应用于厌氧生物过程逐渐受到学者的重视,已被证实能促进微生物间的直接电子传递、微生物生长和相关酶的活性。但是,在厌氧条件下,磁铁矿会被部分微生物利用而还原溶解,导致其介导效应不可持续。基于此,本研究提出将亚微米级（0.1-0.3μm）磁铁矿颗粒投加到微氧连续运行的活性污泥反应器中,探究其对焦化废水处理性能的影响和内在机理。反应器性能结果表明,按照质量比WFe3O4:WAS=0.25向活性污泥（activated sludge,AS）中投加亚微米磁铁矿以构建Fe3O4+AS复合体系（R2）,并在微氧（DO=0.5-1 mg/L）、水力停留时间12 h的条件下启动并连续运行反应器。与对照组AS体系（R1）相比,R2具有更好的脱氮除碳效果和抗冲击负荷能力,当进水喹啉浓度为55 mg/L时,R2对COD、苯酚、喹啉和NO3-N的平均去除率达到了93%、99%、84%和84%,比R1分别高出了38%、49%、65%和64%;R2具有更好的矿化和脱氮能力,其对总有机碳和总氮的去除率分别比R1提高了23%和100%。内在强化机理探究结果表明,R2污泥中胞外聚合物浓度几乎是R1的两倍,有助于吸附降解污染物和抵御有毒物质;并且,R2污泥中总的脱氢酶,Heme c,硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性分别是R1的2.4,1.8,2.2和4倍,其微生物群落组成与R1相比变化不大,但与反硝化脱氮和芳香族有机物降解有关的优势菌属（如Denitratisoma和Azoarcus）丰度具有较大程度的提高。值得注意的是,微氧条件运行时,反应器R2的出水溶解性Fe量很低（1 mg/L）,在连续运行80天后,大部分的铁仍以铁氧化物的形式存在,并未呈离子态大量流失,从而能发挥其长期稳定的介导作用。综上,亚微米磁铁矿能通过提高污泥胞外聚合物浓度、相关酶活性、相关微生物丰度等来强化Fe3O4+AS复合体系对焦化废水的微氧降解性能,并能通过微氧环境缓解铁溶出,实现其稳定可持续的生物强化效应。
任静[7]（2019）在《膜蒸馏去除焦化废水中复杂污染物的作用机制与过程强化》文中进行了进一步梳理焦化废水中含有酚类、多环芳烃类、杂环类等多种复杂有机物和高浓度的无机盐,具有显着的生物毒性,出水色度深,刺激性气味大,始终是废水处理领域的难点。膜蒸馏作为一种新型高效的膜分离工艺,具有截留效率高、膜污染轻、对废水的适应性强等多种优点,在废水的脱盐纯化方面表现出卓越的性能。近年来随着膜蒸馏耦合技术的发展和新型膜材料的开发,膜蒸馏技术的应用领域不断拓展,已成功应用于印染废水、制药废水、含油废水等多种工业废水的深度处理领域,而且工业余热的利用也增强了膜蒸馏在运行成本方面的优势,但目前仍然缺乏针对膜蒸馏处理焦化废水效果及过程机制的系统性研究。因此,本文研究了焦化废水中多种复杂污染物在膜蒸馏过程中的吸附扩散行为及迁移机制,并通过优选膜蒸馏进水温度,采用生物降解、混凝作为预处理手段,构造亲水-疏水复合膜结构等途径强化膜蒸馏对焦化废水的处理效果,提升膜蒸馏过程的抗污染和抗润湿性能,以满足焦化废水高效处理及回用的目的。主要从以下几个方面开展研究并得出结论:（1）初步考察了膜蒸馏直接处理焦化废水的可行性,探究了焦化废水进水温度对膜蒸馏效果的影响,并采用三维荧光光谱（EEM）分析了废水中污染物在膜蒸馏过程中的迁移扩散,通过扫描电镜和X射线能谱仪（SEM-EDS）分析了污染物与膜表面的相互作用机制。研究发现,膜蒸馏能有效截留焦化废水中的腐殖酸、富里酸类大分子有机物,对废水中TOC的去除率可达到85%以上,且脱色作用显着。然而部分酚类、芳香蛋白类小分子污染物则会通过渗透扩散进入产水侧,成为影响膜蒸馏产水水质的主要因素。同时焦化废水的进水温度也会对膜蒸馏过程中污染物的吸附扩散产生明显的影响,当进水温度为30-40°C时,污染物在膜表面的吸附程度较轻且以无机污染为主,但产水通量较低;50°C产水通量明显提升,且产水水质较好,各项污染物截留率均在90%以上;进水温度升高至60°C后酚类污染物的扩散加剧,产水水质明显下降。综合比较,优选50°C为适宜的膜蒸馏进水温度。（2）由于影响膜蒸馏处理效果的主要是具有一定挥发性的小分子有机物,这些有机物通常可生化性较强,因而构建生物降解-膜蒸馏系统强化处理焦化废水。将焦化废水依次经过微生物厌氧和好氧降解,将厌氧和好氧反应池的出水分别作为膜蒸馏的进水,并通过Illumina MiSeq高通量测序分析微生物种群结构与特征污染物去除的相关性,进而探究不同生化过程对膜蒸馏效果的影响。结果显示,生物降解能有效降低废水中的污染物浓度,与膜蒸馏耦合后有利于减缓膜污染并提高产水通量,但不同生物降解过程对膜蒸馏的强化机制存在差异。厌氧阶段Thauera、Hyphomicrobium、Comamonas菌属丰度较高,对多环芳烃类污染物具有较好的去除效果,但会导致厌氧出水中酚类物质的相对比例增加,在膜蒸馏过程中污染物的扩散相对增强,一定程度上加剧了膜润湿的发生。而厌氧-好氧过程与膜蒸馏系统耦合后出水水质显着提升,膜润湿程度减轻,这主要归因于好氧阶段Thiobacillus和Pseudomonas等优势菌属对废水中酚类、氨氮等挥发性污染物的有效去除。（3）为了进一步提升膜蒸馏产水水质,同时探究有机物扩散与膜润湿效应之间的相关性,将聚合氯化铝（PAC）和聚合氯化铝/聚丙烯酰胺（PAC/PAM）预混凝作为膜蒸馏过程中膜润湿及膜污染的控制手段,并采用EEM荧光光谱和气相色谱-质谱联用（GC-MS）的手段追踪多种污染物在连续72 h膜蒸馏过程中的扩散情况,探究不同组分的焦化废水样品在长时间膜蒸馏过程中污染物的迁移行为。研究发现,焦化废水中酚类和小分子芳香蛋白类有机物会优先通过渗透扩散进入产水侧,而腐殖酸、富里酸类污染物的扩散相对较慢。膜润湿的发生与酚类、杂环类等两亲性有机物的渗透扩散表现出较强的相关性,而且润湿速率及润湿时间受废水中污染物组成和膜表面污染特性的共同影响。PAC预混凝有利于提高初始膜通量,缩短润湿时间;而PAC/PAM预混凝不仅有利于降低废水中污染物浓度,减缓通量衰减,残留的PAM及其络合产物在膜表面的沉积还会形成类凝胶的亲水层,与原膜形成亲水-疏水复合结构,有效抑制了表面活性有机物在膜表面的吸附及渗透,为焦化废水膜蒸馏过程中膜润湿的控制提供了新的思路。（4）基于前期发现亲水-疏水复合膜结构有利于增强膜表面的抗污染和抗润湿性能,将亲水性的氧化石墨烯（GO）结合在聚四氟乙烯（PTFE）疏水膜表面,构建亲水-疏水双层复合膜结构,进一步提升膜蒸馏处理焦化废水的产水通量及产水水质。采用Hummers法制备出具有二维片层结构的GO纳米颗粒,并通过XRD的衍射峰位置计算所得GO的片层间距为0.76 nm。以聚偏氟乙烯（PVDF）为粘结剂将GO均匀涂覆在疏水膜表面,并通过原子力显微镜（AFM）、SEM-EDS、接触角、傅里叶变换红外光谱（FTIR）等多种手段分析复合膜的形貌结构及表面特性的变化,发现GO改性可在复合膜表面引入丰富的羟基、羧基、环氧基等含氧官能团,致使复合膜表层亲水性明显增强,表现出空气中亲水、水下超疏油的特性,能有效抑制焦化废水中疏水性有机物在膜表面的吸附扩散及其引发的膜污染现象。此外,由于GO内部特有的亲水性纳米孔道能降低水分子在膜蒸馏过程中的传质阻力,同时对废水中污染物具有一定的筛分截留效应,而且GO良好的导热特性也有利于削减膜蒸馏过程中由于温差极化导致的通量衰减,从而保证了GO/PTFE复合膜用于焦化废水生化出水的膜蒸馏过程能表现出高通量、低污染的优异性能。
吕龙义[8]（2019）在《双循环厌氧反应器处理中药废水的调控技术与机制》文中认为近年来,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。
李彦霖[9]（2019）在《氧化还原介体强化废水厌氧生物处理效能研究》文中认为有机物甲烷发酵过程是在产酸发酵菌群、产氢产乙酸菌群、同型产乙酸菌群和产甲烷菌群对有机物的梯级利用下完成的。在参与厌氧生物处理的各类微生物菌群中,水解发酵菌种类最多,代谢产物多样化,导致发酵类型的多样化。氧化还原介体（ROMs）可通过其自身氧化态与还原态的循环转换来加速电子在电子供体与电子受体间的传递,对厌氧发酵类型产生影响。本研究利用ROMs具有的电子传递功能和生物催化功能,通过定向调控发酵类型、减少丙酸产量和提高丙酸的降解速率两条途径,避免厌氧消化系统中丙酸的积累,提高反应器的运行效能和稳定性。本论文首先选择氧化石墨烯（GO）和蒽醌-2,6-二磺酸（AQDS）作为氧化还原介体,葡萄糖为底物,在35℃恒温振荡培养方式,研究了GO和AQDS对发酵类型的定向调控作用。实验结果表明:GO可以定向调控颗粒污泥的发酵类型,使发酵类型由混合酸发酵向丁酸型发酵转化,且80 mg/L的GO促进作用最强。AQDS、GO都能够调控絮状污泥发酵类型,使发酵类型由丁酸型发酵向乙醇型发酵转化,其中GO的浓度为80 mg/L、AQDS浓度为400 mg/L时,促进作用最强。为了进一步揭示GO和AQDS定向调控发酵类型的生物学机理,随后采用高通量测序技术对介体介导下活性污泥的组成进行了解析。研究结果表明:GO介导下颗粒污泥中的产酸发酵优势菌为Clostridium sensu stricto,该菌的相对丰度是空白组的13.6倍。Clostridium sensu stricto是一类将有机物发酵产生丁酸和乙酸的发酵菌,Clostridium sensu stricto在活性污泥中的大量富集,提高了发酵系统的丁酸产量,从而促进了系统由混合酸发酵向丁酸型发酵的转化。AQDS、GO介导下絮状污泥中的产酸发酵优势菌分别为Pseudomonas、Clostridium sensu stricto。AQDS的加入促进了Pseudomonas的富集,进而提高了乙醇产量,而GO通过对Clostridium sensu stricto的富集提高了乙醇产量,实现了从丁酸型发酵向乙醇型发酵的转化。丙酸常常在厌氧消化系统中积累,而丙酸的过量积累往往会导致厌氧消化系统的“酸化”,因此,本论文继续考察了GO和AQDS对丙酸降解的影响及其生物学机制。研究结果表明:GO可以促进厌氧生物处理系统中丙酸盐的生物降解,且当GO浓度80 mg/L时,其促进丙酸厌氧降解效果最为显着。AQDS对于丙酸的降解没有明显促进作用,并且对产氢产乙酸作用和产甲烷作用具有一定的抑制作用。GO介导下的活性污泥中优势功能菌以Pseudomonas、Acinetobator等产氢产乙酸菌为主,产氢产乙酸菌的富集使得GO对丙酸厌氧降解具有显着的促进作用。
李欢[10]（2019）在《焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式》文中研究说明焦化废水是一类典型高氨氮有毒有害难处理工业废水,氮是其中的主要污染物,处理不当会严重危害环境。与传统生物脱氮工艺相比,以短程硝化和厌氧氨氧化为核心的自养脱氮工艺是废水脱氮最经济快捷的方式之一。但焦化废水中酚类等有毒有害物质会对短程硝化菌（Ammonia Oxidizing Bacteria,AOB）和厌氧氨氧化菌（Anerobic Ammonium Oxidation Bacteria,AnAOB）的活性产生影响,这阻碍了自养脱氮工艺在焦化废水中的应用。为此,本文通过对比分析某焦化厂AOO和分段进水AOAO工艺的除污染效能和菌群结构,并对自养脱氮工艺的影响因素进行研究,在分析传统脱氮工艺缺点和自养脱氮工艺可行性的基础上,提出焦化废水节能降耗生物脱氮新模式,并作经济性分析。本文主要研究内容及结论如下:（1）深入对比研究AOO和分段进水AOAO工艺对焦化废水的处理效果和菌群结构,揭示全混合连续流、厌氧/好氧不间断交替的运行方式是AOAO工艺脱氮效果更优的主要原因。在进水NH4+-N和TN的平均浓度分别为78.0和331.0 mg·L-1时,AOO工艺对TN的去除率仅为7.8%;AOAO工艺出水NH4+-N能够达到排放标准,TN在50 mg·L-1以下。两工艺出水中COD的平均浓度分别为410.3和318.6 mg·L-1,酚、氰及重金属均在排放标准以内。16S高通量测序结果表明,AOO工艺中的优势菌属大多硝化能力更强,而AOAO工艺采用全混合连续流、厌氧/好氧不间断交替的运行方式,使得其优势菌属大多具有较强的反硝化及分解难降解有机物的能力。（2）选取焦化废水特征污染物苯酚开展研究发现,当苯酚浓度低于50 mg·L-1时,自养脱氮序批式生物膜反应器（Sequence Batch Biofilm Reactor for Completely Autotrophic Nitrogen-removal Over Nitrite,CANON-SBBR）可以稳定脱氮,采用自养脱氮工艺处理焦化废水是可行的。短期内高浓度苯酚对AOB和AnAOB抑制作用明显,苯酚短期抑制浓度分别为5、10、20、60、100 mg·L-11时,CANON-SBBR对TN的去除率依次下降9.9%、49.7%、68.7%、76.8%、94.8%。在长期试验中,当苯酚浓度升高至最大值40-50 mg L-1时,系统受到较大冲击,脱氮负荷降至0.138 kgN·m-3·d-1,10d 后可恢复至 0.413 kgN.m-3·d-1。（3）通过分析焦化废水传统脱氮工艺存在的不足和自养脱氮工艺的可行性,本文提出基于无蒸氨预处理和自养脱氮工艺的焦化废水节能降耗生物脱氮新模式。与AOO和分段进水AOAO工艺相比,该模式具有极为可观的经济效益和环保效益。
二、一种强化废水生物处理新方法的研究（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、一种强化废水生物处理新方法的研究（论文提纲范文）
（1）铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水生物处理概述 |
| 1.1.1 含盐废水来源及特征 |
| 1.1.2 含盐废水生物处理现状 |
| 1.2 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的发展与特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.2.3 影响好氧颗粒污泥形成的因素 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用 |
| 1.3 菌丝球概述 |
| 1.3.1 菌丝球形成及特性 |
| 1.3.2 菌丝球的应用现状 |
| 1.4 铁对废水生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对功能物种生物活性的影响 |
| 1.4.2 铁元素对污泥结构的影响 |
| 1.5 生物强化在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 NPs修饰AT菌丝球及其性能 |
| 2.3.2 AT菌丝球辅助絮状活性污泥聚集 |
| 2.3.3 初始AT-AGS形成机理 |
| 2.3.4 AT-AGS成熟过程及机理 |
| 2.3.5 AT-AGS的污染物去除效能 |
| 2.3.6 AT-AGS的微生物群落演变和主要功能物种 |
| 2.3.7 AT-AGS的尺寸效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 耐盐AT-AGS的形成及抗逆机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的COD去除性能 |
| 3.3.2 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的氮去除性能 |
| 3.3.3 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的理化性质和生物活性变化 |
| 3.3.4 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的EPS变化 |
| 3.3.5 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的微生物群落结构 |
| 3.3.6 耐盐絮状活性污泥和耐盐AT-AGS的重金属吸附性能 |
| 3.3.7 Fe_3O_4强化耐盐AT-AGS处理C/N波动的高盐废水 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 耐盐氨氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.2 耐盐亚硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.3 耐盐硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.4 复合菌剂的制备及脱氮性能 |
| 4.3.5 复合菌剂强化处理海产品加工废水的投加策略选择 |
| 4.3.6 不同复合菌剂投机策略对污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 丝状菌辅助活性污泥絮凝造粒的接种策略评估 |
| 5.3.2 预制菌丝球的性能优化 |
| 5.3.3 菌丝球辅助活性污泥絮凝初始造粒 |
| 5.3.4 菌丝球-颗粒污泥的成熟过程 |
| 5.3.5 成熟菌丝球-颗粒污泥的污染物去除性能 |
| 5.3.6 菌丝球-颗粒污泥的关键酶活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（3）细菌界面作用过程的微观解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 细菌界面及其功能简介 |
| 1.2 环境领域细菌界面研究热点简介: 生物膜与胞外电子传递 |
| 1.2.1 生物膜简介 |
| 1.2.2 细菌界面粘附过程 |
| 1.2.3 细菌粘附过程的分析方法 |
| 1.2.4 电化学活性微生物的胞外电子传递过程 |
| 1.2.5 电化学活性微生物胞外电子传递过程的研究方法 |
| 1.3 表面等离子体共振显微成像概述 |
| 1.3.1 表面等离子体共振简介 |
| 1.3.2 表面等离子体共振显微成像 |
| 1.3.3 单细胞表面等离子体共振显微成像的应用 |
| 1.4 本论文的研究内容、目的与意义 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 Geobacter sulfurreducens PCA细菌界面上的偶氮染料胞外脱色 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 菌株与其培养方法 |
| 2.2.2 染料生物脱色实验 |
| 2.2.3 细菌的高温灭活和蛋白酶K处理对照实验 |
| 2.2.4 所用的仪器分析方法 |
| 2.2.5 偶氮染料脱色位点的荧光显微成像方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 G.sulfurreducens MO脱色能力的验证 |
| 2.3.2 MO脱色动力学参数的计算 |
| 2.3.3 MO脱色反应的电子衡算 |
| 2.3.4 呼吸链抑制剂对MO脱色的影响 |
| 2.3.5 G.sulfurreducens对偶氮染料的胞外脱色机制 |
| 2.3.6 外膜蛋白在G.sulfurreducens MO脱色中的主导作用 |
| 2.3.7 G.sulfurreducens: 一种新的高效偶氮染料脱色菌株 |
| 2.3.8 胞外电子传递: 一种新的完全胞外偶氮还原机制 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 Shewanella oneidensis MR-1与重金属离子的界面相互作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌株与其培养方法 |
| 3.2.2 模拟氧化/还原环境的构建 |
| 3.2.3 镉生物吸附实验 |
| 3.2.4 表面等离子体共振显微镜成像分析 |
| 3.2.5 所用的仪器分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 还原环境孵育S.oneidensis MR-1对Cd(Ⅱ)吸附的增强作用 |
| 3.3.2 细菌外膜细胞色素C在生物吸附中的贡献 |
| 3.3.3 还原环境孵育对于其他电化学活性细菌、非电化学活性细菌Cd(Ⅱ)吸附的影响 |
| 3.3.4 还原环境孵育后S.oneidensis MR-1吸附增强的机理解释 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 细菌粘附强度测定新方法:细菌界面振动分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌种及其生长条件 |
| 4.2.2 干涉式表面等离子体成像系统 |
| 4.2.3 传感芯片的表面修饰 |
| 4.2.4 静态细菌粘附实验 |
| 4.2.5 细菌和传感芯片的表面物化性质表征 |
| 4.2.6 细菌-基质表面相互作用的X-DLVO势能计算 |
| 4.2.7 EPS的结构调控方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 细菌界面振动的高分辨率追踪 |
| 4.3.2 细菌纳米振动的模式特征分析 |
| 4.3.3 细菌振动的聚合物弹性解释 |
| 4.3.4 细菌界面结合常数:一种评价细菌粘附强度的指标 |
| 4.3.5 粘附强度评价新指标的验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 细菌界面粘附过程中的纳米阶跃行为 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 菌株培养与仪器搭建 |
| 5.2.2 细菌的酶处理方法 |
| 5.2.3 单细菌粘附状态转化的等离子体成像分析 |
| 5.2.4 单细菌垂直位置追踪及位移的阶梯拟合 |
| 5.2.5 所用的仪器分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 细菌粘附过程的阶梯状强化效应 |
| 5.3.2 细菌-基质表面相互作用势能对细菌粘附阶梯状转变的影响 |
| 5.3.3 EPS在细菌阶梯状粘附增强过程中的作用 |
| 5.3.4 细菌粘附状态转变的新观点 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 基于单细胞纳米尺度振动成像的水质毒性快速监测方法 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 菌株与其培养方法 |
| 6.2.2 等离子体纳米机械传感系统 |
| 6.2.3 单细菌的水质毒性监测方法 |
| 6.2.4 单细菌纳米振动的等离子体成像分析 |
| 6.2.5 系统的抗干扰能力测试 |
| 6.2.6 实际废水样品的化学分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 细菌活性相关纳米振动的追踪 |
| 6.3.2 细菌纳米振动幅度与毒物浓度的关系 |
| 6.3.3 实际水样分析: 系统抗干扰能力的验证 |
| 6.3.4 系统在化学品毒理学研究中的应用 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第7章 细菌胞外电子传递的等离子体监测 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 等离子体电化学成像系统的构成 |
| 7.2.2 菌株及其生长条件 |
| 7.2.3 等离子体电化学成像系统的电化学测试方法 |
| 7.2.4 数据处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 等离子体电化学成像系统 |
| 7.3.2 微生物的单细胞电化学成像 |
| 7.3.3 单细胞水平上电化学活性的表征 |
| 7.3.4 单细胞电化学等离子体成像的结果分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（4）反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含氮杂环化合物(NHCs)概述 |
| 1.2.1 含氮杂环化合物简介 |
| 1.2.2 三种典型NHCs化合物结构特点与性质 |
| 1.3 处理典型NHCs方法的研究现状 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 化学氧化法 |
| 1.3.3 物理法 |
| 1.4 厌氧同时反硝化产甲烷研究进展 |
| 1.4.1 厌氧同时反硝化产甲烷的原理 |
| 1.4.2 厌氧同时反硝化产甲烷技术应用及影响因素 |
| 1.5 生物电化学技术研究现状及进展 |
| 1.5.1 生物电化学原理及降解有机物的研究 |
| 1.5.2 生物电化学脱氮研究及前景 |
| 1.6 问题的提出 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 仪器设备 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 实验配水 |
| 2.3.2 厌氧同时反硝化产甲烷(SDM)实验设计 |
| 2.3.3 微生物电解池耦合厌氧消化(MEC-AD)实验设计 |
| 2.3.4 共基质实验设计 |
| 2.4 实验分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目与检测方法 |
| 2.4.2 生物气体的测量 |
| 2.4.3 挥发酸的测量 |
| 2.4.4 污泥生物酶活性测试 |
| 2.4.5 中间产物测定 |
| 2.4.6 污泥形态分析 |
| 2.4.7 功能微生物群落结构分析 |
| 2.5 动力学分析 |
| 2.5.1 NHCs降解动力学分析 |
| 2.5.2 产甲烷动力学分析 |
| 第3章 厌氧同时反硝化产甲烷对典型NHCs降解性能研究 |
| 3.1 硝态氮对NHCs降解及产甲烷的作用机制 |
| 3.1.1 硝态氮对典型NHCs降解的促进机制 |
| 3.1.2 硝态氮对NHCs厌氧产甲烷的抑制机制 |
| 3.2 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解性能 |
| 3.2.1 NHCs降解过程中的氨氮形成分析 |
| 3.2.2 常规生物酶活性分析 |
| 3.3 同时反硝化产甲烷对不同浓度NHCs的降解效果 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.4.1 NHCs降解动力学 |
| 3.4.2 NHCs降解过程中厌氧产甲烷动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 NHCs在厌氧同时反硝化产甲烷体系中的降解机理 |
| 4.1 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解途径分析 |
| 4.1.1 NHCs厌氧降解途径 |
| 4.1.2 NHCs降解过程中间产物的转化规律 |
| 4.2 NHCs降解过程中碳氮平衡分析 |
| 4.3 厌氧同时反硝化产甲烷体系内功能菌群落结构解析 |
| 4.3.1 以喹啉为碳源 |
| 4.3.2 以吲哚为碳源 |
| 4.3.3 以吡啶为碳源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解及碳氮同步去除 |
| 5.1 微生物电解池耦合厌氧消化对NHCs降解效能的影响 |
| 5.1.1 外加电压对NHCs降解的影响 |
| 5.1.2 不同浓度NHCs的降解效果 |
| 5.2 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解性能研究 |
| 5.2.1 以喹啉为碳源 |
| 5.2.2 以吲哚为碳源 |
| 5.2.3 以吡啶为碳源 |
| 5.3 生物电化学体系对氨氮同步脱除的研究 |
| 5.4 NHCs在生物电化学体系内厌氧降解机理研究 |
| 5.5 微生物电解池耦合厌氧消化体系内微生物群落结构解析 |
| 5.5.1 污泥形态分析 |
| 5.5.2 功能菌群分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 NHCs共基质条件下的降解性能研究 |
| 6.1 NHCs共基质条件下的降解机制 |
| 6.1.1 喹啉与吲哚共基质降解特性分析 |
| 6.1.2 吲哚与吡啶共基质降解特性分析 |
| 6.2 NHCs共基质条件下降解机理分析 |
| 6.2.1 NHCs降解动力学 |
| 6.2.2 NHCs共基质条件下降解产物 |
| 6.3 微生物群落解析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）厌氧流化床耦合导电膜生物反应器处理城镇污水效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 常见的城镇污水处理工艺及存在的问题 |
| 1.2.1 城镇污水的好氧处理工艺 |
| 1.2.2 城镇污水的厌氧处理工艺 |
| 1.2.3 城镇污水的耦合处理工艺 |
| 1.2.4 城镇污水处理工艺对新技术研发的需求 |
| 1.3 流化床工艺研究现状 |
| 1.3.1 载体填料的研究现状 |
| 1.3.2 好氧流化床工艺研究现状 |
| 1.3.3 厌氧流化床工艺研究现状 |
| 1.4 课题研究意义与内容 |
| 1.4.1 课题研究意义 |
| 1.4.2 课题研究内容 |
| 1.4.3 课题技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验装置的构建与运行条件 |
| 2.2.1 双室过滤膜反应器 |
| 2.2.2 单室间歇流厌氧反应器 |
| 2.2.3 厌氧流化床反应器 |
| 2.2.4 导电膜生物反应器 |
| 2.3 材料的制备 |
| 2.3.1 平板式导电滤膜的制备 |
| 2.3.2 复合导电滤膜的制备 |
| 2.3.3 负载四氧化三铁磁性活性炭的制备 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 物化性能表征 |
| 2.4.2 电化学性能分析 |
| 2.4.3 稳定性分析 |
| 2.4.4 抗污染性能分析 |
| 2.4.5 反应器性能评价 |
| 2.4.6 微生物群落结构分析 |
| 第3章 抗污染导电滤膜的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同掺杂剂导电滤膜的制备 |
| 3.3 掺杂石墨烯对导电滤膜性能的影响 |
| 3.3.1 掺杂石墨烯对导电滤膜物化性能的影响 |
| 3.3.2 掺杂石墨烯对导电滤膜抗污染性能的影响 |
| 3.4 掺杂碳纳米管对导电滤膜性能的影响 |
| 3.4.1 掺杂碳纳米管对导电滤膜物化性能的影响 |
| 3.4.2 掺杂碳纳米管对导电滤膜抗污染性能的影响 |
| 3.5 掺杂碳黑对烧结导电滤膜性能的影响 |
| 3.5.1 掺杂碳黑对烧结导电滤膜物化性能的影响 |
| 3.5.2 掺杂碳黑对烧结导电滤膜抗污染性能的影响 |
| 3.6 改性导电滤膜性能分析 |
| 3.6.1 不同掺杂剂导电滤膜的性能对比分析 |
| 3.6.2 最优导电滤膜的稳定性分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 负载四氧化三铁磁性活性炭的制备及表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 负载四氧化三铁磁性活性炭的制备 |
| 4.3 负载四氧化三铁磁性活性炭的性能分析 |
| 4.3.1 负载四氧化三铁磁性活性炭的物化性能分析 |
| 4.3.2 负载四氧化三铁磁性活性炭的电化学性能分析 |
| 4.4 负载四氧化三铁磁性活性炭对反应器性能的影响 |
| 4.5 厌氧系统内电子传递机制分析 |
| 4.5.1 电化学强化机制分析 |
| 4.5.2 微生物群落结构分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 厌氧流化床耦合导电膜生物反应器的构建 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 厌氧反应器的构建及运行调控参数 |
| 5.3 厌氧反应器对模拟污水处理效能研究 |
| 5.3.1 有机负荷对系统pH及ORP的影响 |
| 5.3.2 有机负荷对系统污染物去除效率的影响 |
| 5.3.3 有机负荷对系统甲烷产率的影响 |
| 5.4 厌氧流化床反应器对城镇污水的处理效能研究 |
| 5.4.1 短期饥饿对系统运行效能的影响 |
| 5.4.2 短期饥饿对系统强化的机制分析 |
| 5.4.3 MAC对系统运行效能的影响 |
| 5.4.4 MAC对系统性能强化的机制分析 |
| 5.5 厌氧流化床耦合导电膜生物反应器构建 |
| 5.5.1 粒子的流化作用对系统运行效能的影响 |
| 5.5.2 外电场对系统运行效能的影响 |
| 5.5.3 复合导电滤膜抗污染性能分析 |
| 5.5.4 系统性能强化机制分析 |
| 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 |
（6）亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 综述 |
| 1.1 焦化废水处理方法研究现状 |
| 1.1.1 焦化废水的来源、组成和危害 |
| 1.1.2 焦化废水处理方法研究现状 |
| 1.2 焦化废水的生物处理工艺研究进展 |
| 1.3 磁铁矿在生物强化中的应用 |
| 1.3.1 磁铁矿的理化性质 |
| 1.3.2 磁铁矿对生物处理的影响 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 初始污泥 |
| 2.1.2 模拟废水的配制 |
| 2.1.3 研究对象 |
| 2.1.4 实验试剂 |
| 2.1.5 实验仪器设备 |
| 2.2 实验分析方法 |
| 2.2.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.2.2 苯酚和喹啉中间降解产物的高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 2.2.3 胞外聚合物(EPS)的提取与测定 |
| 2.2.4 脱氢酶(DHA)活性的测定 |
| 2.2.5 污泥Hemec浓度的测定 |
| 2.2.6 硝酸盐还原酶(NR)和亚硝酸盐还原酶(NIR)活性的测定 |
| 2.2.7 扫描电镜(SEM) |
| 2.2.8 X射线衍射(XRD) |
| 2.3 反应器及其运行 |
| 2.3.1 反应器装置 |
| 2.3.2 Fe_3O_4+AS复合体系的构建 |
| 2.3.3 反应器实验设计 |
| 3 亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉的批次试验 |
| 3.1 亚微米磁铁矿浓度对体系有机物去除的影响 |
| 3.2 亚微米磁铁矿浓度对体系反硝化脱氮的影响 |
| 3.3 亚微米磁铁矿浓度对体系Fe溶出情况的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉性能研究 |
| 4.1 Fe_3O_4+AS复合体系对COD、苯酚和喹啉的去除效果 |
| 4.2 Fe_3O_4+AS复合体系对硝态氮和亚硝态氮的去除效果 |
| 4.3 Fe_3O_4+AS复合体系中Fe的溶出情况 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉机理探究 |
| 5.1 亚微米磁铁矿对微氧反应器出水产物的影响 |
| 5.2 亚微米磁铁矿对污泥性质的影响 |
| 5.3 亚微米磁铁矿对污泥酶活性的影响 |
| 5.4 亚微米磁铁矿对污泥群落的影响 |
| 5.5 Fe_3O_4+AS复合体系中磁铁矿的矿相变化分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）膜蒸馏去除焦化废水中复杂污染物的作用机制与过程强化（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 焦化废水研究现状 |
| 1.2.1 焦化废水来源及性质 |
| 1.2.2 焦化废水中典型污染物 |
| 1.2.3 焦化废水生物处理技术 |
| 1.2.4 焦化废水深度处理技术 |
| 1.3 膜蒸馏技术概述 |
| 1.3.1 膜蒸馏原理及类型 |
| 1.3.2 膜组件和膜材质 |
| 1.3.3 膜污染 |
| 1.3.4 膜润湿 |
| 1.4 膜蒸馏技术的应用和强化 |
| 1.4.1 膜蒸馏技术的应用 |
| 1.4.2 膜蒸馏与其他技术联用 |
| 1.4.3 膜改性强化膜蒸馏 |
| 1.5 研究目的及内容 |
| 第二章 膜蒸馏处理焦化废水的试验研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 焦化废水的采集 |
| 2.2.2 膜蒸馏实验 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 焦化废水的污染特性 |
| 2.3.2 膜蒸馏处理焦化废水的效果 |
| 2.3.3 污染物在膜表面的沉积 |
| 2.3.4 污染物在膜蒸馏过程中的渗透扩散 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 膜蒸馏耦合生物降解去除焦化废水中污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 焦化废水的生物降解和采集 |
| 3.2.2 膜蒸馏过程 |
| 3.2.3 有机物分析方法 |
| 3.2.4 污泥的采集和分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物降解对焦化废水中污染物的去除 |
| 3.3.2 微生物种群结构分析 |
| 3.3.3 生物降解耦合膜蒸馏处理焦化废水的效果 |
| 3.3.4 生物预处理对膜蒸馏效果的强化机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 预混凝对污染物扩散和膜润湿性能的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 水样的采集和混凝预处理 |
| 4.2.2 膜蒸馏过程 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 预混凝对膜润湿的影响 |
| 4.3.2 混凝对污染物在膜蒸馏过程中扩散的影响 |
| 4.3.3 预混凝对膜污染的影响 |
| 4.3.4 预混凝强化膜蒸馏深度处理焦化废水的过程机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 GO/PTFE复合膜的制备及其对膜蒸馏过程的强化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料和方法 |
| 5.2.1 氧化石墨烯的制备 |
| 5.2.2 GO/PTFE复合膜的制备 |
| 5.2.3 材料表征与分析方法 |
| 5.2.4 膜蒸馏过程 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 GO的理化特性 |
| 5.3.2 GO改性对膜表面性质的影响 |
| 5.3.3 GO/PTFE复合膜强化膜蒸馏深度处理焦化废水 |
| 5.3.4 GO表面改性对膜蒸馏效果的强化机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 论文的主要结论 |
| 6.2 论文的主要创新点 |
| 6.3 今后工作的建议和展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（8）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 |
（9）氧化还原介体强化废水厌氧生物处理效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 废水厌氧消化 |
| 1.1.1 废水厌氧消化概述 |
| 1.1.2 废水厌氧消化过程 |
| 1.2 有机废水厌氧发酵类型 |
| 1.3 影响厌氧发酵类型的因素 |
| 1.3.1 碳/氮(C/N) |
| 1.3.2 金属元素 |
| 1.3.3 发酵底物的种类 |
| 1.3.4 底物浓度 |
| 1.3.5 氧化还原电位(ORP) |
| 1.3.6 pH |
| 1.3.7 污泥结构 |
| 1.3.8 反应器构型 |
| 1.4 氧化还原介体(ROMs) |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 氧化还原介体的作用机理 |
| 1.4.3 氧化还原介体在水处理中的应用 |
| 1.4.4 氧化石墨烯(GO)在水处理中的应用 |
| 1.5 论文的研究目的及主要研究内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容与技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验仪器及药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.3 分析项目及方法 |
| 2.3.1 常规项目 |
| 2.3.2 微生物组成分析 |
| 第三章 氧化还原介体定向调控厌氧发酵类型研究 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 ROMs 的筛选 |
| 3.2.2 ROMs 对颗粒污泥发酵类型的影响 |
| 3.2.3 ROMs 对絮状污泥发酵类型的影响 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 ROMs 的筛选 |
| 3.3.2 ROMs 对发酵类型的影响 |
| 3.3.2.1 ROMs 对颗粒污泥厌氧发酵类型的影响 |
| 3.3.2.2 氧化还原介体对絮状污泥厌氧发酵类型的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 氧化还原介体调控厌氧发酵类型的生物学机制 |
| 4.1 氧化石墨烯(GO)调控颗粒污泥发酵类型的微生物演替规律 |
| 4.2 ROMs 调控絮状污泥发酵类型的微生物演替规律 |
| 4.2.1 ROMs 调控絮状污泥发酵类型的群落结构分析 |
| 4.2.2 ROMs 调控絮状污泥发酵类型的群落多样性分析 |
| 4.2.3 氧化还原介体调控絮状污泥发酵类型的聚类分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 氧化还原介体定向调控丙酸降解 |
| 5.1 实验装置 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 污泥来源与预培养 |
| 5.2.2 污泥驯化培养 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 GO、AQDS介导丙酸降解效果研究 |
| 5.3.2 微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文情况 |
| 致谢 |
| 个人简介及联系方式 |
（10）焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 焦化废水的来源、特征及危害 |
| 1.1.1 焦化废水的来源 |
| 1.1.2 焦化废水的特征 |
| 1.1.3 焦化废水的危害 |
| 1.2 焦化废水脱氮技术现状及研究进展 |
| 1.2.1 物理化学脱氮技术 |
| 1.2.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 自养脱氮工艺原理及研究进展 |
| 1.3.1 自养脱氮工艺的原理 |
| 1.3.2 自养脱氮工艺的影响因素 |
| 1.3.3 自养脱氮工艺的应用及存在问题 |
| 1.4 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究意义及内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 现场采样方法 |
| 2.2 小试装置、实验废水及接种污泥 |
| 2.3 主要仪器及药品 |
| 2.4 水质指标检测方法 |
| 2.4.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.4.2 重金属检测方法 |
| 2.5 三维荧光光谱检测方法 |
| 2.6 微生物群落结构检测分析方法 |
| 3 两种焦化废水生物脱氮工艺处理效果及微生物群落结构对比研究 |
| 3.1 某焦化废水处理厂工艺概况 |
| 3.2 AOO和AOAO工艺除污染效能对比分析 |
| 3.3 AOO和AOAO工艺微生物群落结构差异性分析 |
| 3.4 两种焦化废水生物脱氮工艺存在的问题 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 焦化废水中苯酚对自养脱氮工艺的影响 |
| 4.1 焦化废水自养脱氮可行性分析 |
| 4.2 苯酚对CANON-SBBR的短期影响 |
| 4.3 苯酚对CANON-SBBR脱氮性能的长期影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 焦化废水节能降耗生物脱氮新模式及经济效益分析 |
| 5.1 焦化废水节能降耗处理的必要性 |
| 5.2 焦化废水节能降耗生物脱氮新模式 |
| 5.3 AOO、AOAO及自养脱氮工艺经济效益对比分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 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 |
四、一种强化废水生物处理新方法的研究（论文参考文献）
- [1]铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究[D]. 陈应运. 北京化工大学, 2021
- [2]铁强化厌氧生物降解化工废水实验研究[D]. 曹晓敏. 东北石油大学, 2021
- [3]细菌界面作用过程的微观解析[D]. 刘轶男. 中国科学技术大学, 2021(09)
- [4]反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究[D]. 高艳娟. 太原理工大学, 2020(01)
- [5]厌氧流化床耦合导电膜生物反应器处理城镇污水效能研究[D]. 宋向茹. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]亚微米磁铁矿强化反硝化降解苯酚和喹啉研究[D]. 马姝. 大连理工大学, 2020(02)
- [7]膜蒸馏去除焦化废水中复杂污染物的作用机制与过程强化[D]. 任静. 山西大学, 2019
- [8]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)
- [9]氧化还原介体强化废水厌氧生物处理效能研究[D]. 李彦霖. 山西大学, 2019(01)
- [10]焦化废水节能降耗生物脱氮技术与新模式[D]. 李欢. 北京交通大学, 2019(01)