一、高浓度有机废水固定化生物处理技术的研究（论文文献综述）
董瑞芳[1]（2020）在《基于恶臭假单胞菌负载的新型生物纳米复合材料及其处理有机废水的研究》文中研究说明近年来,工业废水、生活污水排放的大量增加,不仅使水资源环境遭受了严重污染,同时通过不同途径的传播也对人体健康造成了危害。尤其是一些废水中的染料废弃物、酚类等有机污染物不仅毒性大,还具有良好的生物蓄积性和持久性,已经成为水生环境中的一个严重问题。为了有效的解决这一环境问题,各种具备吸附、降解性能的新型复合材料逐渐被研究人员开发利用。其中氧化石墨烯、海泡石矿物材料、各种金属框架沸石材料因含有丰富的活性基团、大的比表面积,可以通过活化与不同的表面修饰得到具有高效吸附性能的新型复合材料。但是,单一的物理吸附存在容易达到吸附饱和、吸附不彻底等缺陷,不能对废水中的污染物实现完全去除。针对这一难题,本文引入微生物恶臭假单胞菌,将其通过固定化作用与纳米复合材料相结合,在吸附材料达到处理饱和后,负载的微生物能发挥自身的降解能力,利用单一的吸附效应与生物降解共同作用,实现对废水中有机污染物的完全降解。（1）针对印染废水污染中偶氮染料的降解处理问题,本文通过水热法将氧化石墨烯制备成具有宏观形貌的气凝胶（GA）,利用逐步策略将铁金属框架（MIL-100）负载到GA表面,提高了GA对偶氮染料AO10的去除能力。并且,引入恶臭假单胞菌Pseudomonas putida,作为去除AO10偶氮污染的菌株,将其与活化处理后的GA/MIL-100（Fe）通过化学键结合的方式进行固定,形成对AO10污染物具有完全降解能力的新型生物复合材料。处理结果表明,固定P.putida的GA/MIL-100生物复合材料分别在14和26小时内能使初始浓度为50和100 mg/L的AO10溶液完全去除,而且在多次重复利用后,对AO 10的去除率仍能达到100%。（2）苯酚污染源的排放使水环境遭受了严重的污染,针对酚类污染源问题,本文通过酸改性的化学手段对海泡石进行处理,并通过室温老化将沸石骨架ZIF-8与海泡石CASEP进行复合,实现对苯酚污染物的高效处理。同时,通过化学键合的作用,将能有效降解苯酚有机污染物的微生物Pseudomonas putida与CASEP/ZIF-8进行结合,以实现对酚类污染物的完全去除。研究表明,固定微生物的CASEP/ZIF-8生物复合材料对于浓度为10和20 mg/L的苯酚,在13和24小时内可以使其去除完全。而且,这种生物复合材料可以通过离心进行收集,实现重复利用。（3）针对偶氮染料废水污染的高效处理,本文利用水热与煅烧法将四氧化三钴（Co3O4）与处理后的碳布进行结合,制备了一种对偶氮污染源具有高效处理能力的纳米吸附物质CC/Co3O4,该复合物的BET表面积大、净化效应强、环保无毒害,能作为微生物Pseudomonasputida生长的优良载体。而且,P.putida对偶氮染料AO10具有降解效应,与微生物结合后的纳米复合物CC/Co3O4能提高对污染物AO10的处理能力,在12和24小时内能使50 mL、浓度为50和100 mg/L的AO10溶液去除完全,对污水中偶氮废物的降解具有较高的处理能力和应用潜能。
张冰[2]（2020）在《菌藻共生好氧颗粒污泥的形成机理及基于QS的强化机制》文中进行了进一步梳理好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）是活性污泥微生物通过自凝聚形成的生物聚集体,因其结构致密、生物量高、沉降性能好和占地面积小等优势,被认为是一种颇具发展潜力的新型污水生物处理技术,但在系统运行过程中却存在高曝气能耗、系统启动期长和长期运行颗粒结构不稳定的问题。针对这些技术问题,本研究拟利用菌藻共生系统中细菌和藻类之间的气体交换、物质循环和营养依赖等紧密的生态学关系,为攻克以上技术瓶颈提供一条新的思路,同时有望解决菌藻共生体系中藻类采收难、占地面积大等难题。基于此,本研究提出了将AGS技术与菌藻共生系统进行耦合,构建一种新型的菌藻共生好氧颗粒污泥（Algal-bacterial granular sludge,ABGS）系统,探究该系统能否利用藻类原位产氧过程,实现低曝气条件下的稳定运行,以期节约用于曝气的能耗;另外,本研究从微生物群体感应（Quorum sensing,QS）角度探索了信号分子N-酰基高丝氨酸内酯（Acyl-homoserine lactone,AHLs）在ABGS形成过程和保持稳定性方面的调控作用,旨在揭示ABGS的形成机理;在此基础上,提出了一种基于AHLs产生菌强化污泥颗粒化的方法,并验证了短期强化所形成的ABGS在实际生活污水处理中的可行性,为该技术的工程推广应用提供理论基础。论文开展了ABGS的形成过程及特性研究。基于培养AGS的序批式反应装置,通过控制外界光照条件促进系统内藻类的自发生长,成功构建了ABGS系统,并优化了系统的运行参数,进而开展了ABGS的形成过程及特性研究。结果表明:光照强度为142±10μmol/m2·s,光/暗周期为12 h光照/12 h黑暗,曝气强度为24L/m2·s为系统最优的运行条件,在此条件下污泥颗粒化速率明显加快,形成的ABGS结构紧密、不易散结,沉降性能好,在污泥完全颗粒化后逐渐将曝气强度降低至10 L/m2·s,系统中的溶解氧和微生物活性仍然保持较高水平,污染物降解效果较为理想,COD、NH4+-N和PO43--P的平均去除率分别达到96.7%,99.0%和89.9%。ABGS形成后细菌和藻类的种群多样性降低,从微生物群落组成来看,Alpharoteobacteria、Betaproteobacteria和Gammaproteobacteria是主要的优势菌纲,Chlorophyceae、Trebouxiophyceae和Bacillariophyceae是主要的优势藻纲。论文进一步探究了信号分子AHLs介导的微生物群体感应在菌藻共生污泥颗粒化过程、胞外聚合物产生以及微生物群落演替中的调控作用,阐明了ABGS的形成机理。结果表明:ABGS具有密度依赖型QS系统,当污泥密度低于1.0143 g/mL时,产生AHLs的相关基因不予表达;当污泥密度高于1.0288 g/mL时,AHLs浓度缓慢下降,一方面是由于黄杆菌属（Flavobacterium）等溶藻菌的富集生长打破了原有的―菌-藻‖共生关系,另一方面藻细胞为了抵抗细菌对其生命活动造成的伤害,会产生AHLs猝灭剂或类似物阻断或干扰细菌群体感应系统,限制细菌密度的过度增长,减少AHLs的产生。AHLs与污泥密度、微生物粘附性以及蛋白质浓度之间呈显着正相关,采用0.2 g/L香草醛作为信号分子AHLs的猝灭剂,24 h后ABGS中微生物粘附性、胞外聚合物含量、相对疏水性以及颗粒强度明显降低,表明AHLs在维持ABGS结构稳定性方面具有重要作用;经HPLC-MS/MS分析,酰基侧链长度≤C10的HSL是ABGS系统中普遍存在的信号分子,其中C6-HSL和3OC8-HSL是ABGS中主要存在的两种信号分子,参与介导ABGS的颗粒化过程和EPS的合成,在微生物群落结构组成方面也起到重要的调控作用。最后,论文提出一种基于群体感应的强化污泥快速颗粒化的方法。通过从颗粒污泥体系中分离得到AHLs产生菌,并对比投加菌体固定化载体,即海藻酸钠凝胶载体（CEBs）和AHLs上清液对颗粒化过程的影响,基于此,提出一种简便可行的污泥快速颗粒化方法;进而将QS强化形成的ABGS用于实际生活污水处理,考察了ABGS系统的除污染效能以及其在短期高冲击负荷下系统的稳定性。研究显示,在污泥颗粒化初期投加CEBs会导致颗粒污泥粒径下降,沉降性能变差,而CEBs破碎溶解后,颗粒粒径呈上升趋势但恢复缓慢,表明该方法不具有实际可行性。而短时期投加AHLs上清液则加快了污泥颗粒化速率,提高了污泥的沉降性能,并诱导了系统内AHLs的持续释放和色氨酸及芳香族类蛋白质的分泌,使颗粒结构更加致密,抑制了丝状菌过度繁殖。以上结果表明,在颗粒污泥形成初期投加AHLs产生菌上清液可实现污泥快速颗粒化;短期投加AHLs上清液提高了ABGS的生物量和生物活性,25 d后实现了ABGS系统的快速启动;ABGS的zeta电势和与水的接触角分别为-9.41±0.73 m V和93.11°,总界面自由能ΔGadh为-106.04 m J/m2,强化后污泥表面疏水性明显提高;采用XDLVO理论分析可知,ABGS具有较低的斥力势垒,污泥之间的聚集性增强;强化形成的ABGS对于实际城镇生活污水具有较好的污染物去除效能,系统出水中COD、TN和TP浓度较低,满足了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918-2002）一级A排放标准;此外,在短期进水高碳、氮和磷负荷条件下,ABGS系统呈现了较好的抗冲击能力,颗粒结构长期维持稳定。ABGS系统的成功构建为实现高效低耗生物法处理污水打下良好的理论基础,为我国污水处理领域的未来发展提供新的思路。
谢冰涵[3]（2019）在《固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液》文中研究表明随着我国集约化和规模化畜牧业快速发展产生大量的养殖废水和粪便,经过厌氧消化处理后生成高浓度的厌氧消化液（anaerobic digestion effluent,ADE）。该废水富含高浓度营养盐和有机物、残留兽用抗生素,且存在碳氮比失衡的问题,若不能妥善处理ADE会对环境产生不可逆影响。利用光生物反应器（photobioreacor,PBR）构建菌藻共生系统处理ADE有其独特优势,在该系统下菌藻互作加速污染物降解。为进一步强化ADE处理效能还有如下问题有待解决,如:高浓度无机盐对微藻生长产生抑制作用、悬浮态微藻细胞难于收集、残留抗生素降解不理想等。因此,针对上述问题,本论文构建了固定化菌藻共生系统,旨在实现资源化处理实际ADE。本论文构建菌藻共生系统旨在考察不同浓度营养盐和有机物对实际ADE处理效能和微藻生物质转化差异。结果表明:在PBR（625 mg/L SCOD）组别内,高浓度的氮、磷和有机物阻碍微藻自身内部酶合成过程,导致微藻生物质转化受到抑制;PBR（272 mg/L SCOD）获得最大微藻生物质转化,其微藻生物量和油脂产率分别为1466.0±34.6 mg/L和59.1±3.1 mg/L?d。同时,PBR（167 mg/L SCOD）对ADE处理效能效果最佳,其TN,TP和COD去除率分别高达～100%,～100%和97.4±0.5%。此外,在利用菌藻共生系统处理实际ADE过程中,一些功能性细菌的富集,如Acinetobacter,Citrobacter和Brevundimonas,对强化ADE处理效能和微藻生物质转化发挥重要作用。因此,构建菌藻共生系统可以实现资源化处理ADE,但在实际工程应用中要合理调控实际ADE内的碳源、氮源和磷源浓度以达到最佳处理效果。本部分构建固定化菌藻共生系统PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）,旨在实现强化对实际ADE处理效能,提高微藻生物质转化,并解决上述悬浮态微藻难于收集的问题。结果表明:相较于悬浮态微藻组别PBR（SCV）内较低的氮、磷去除效能,固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）对ADE内TN和TP去除率高达～100%。同时,三维荧光光谱-平行因子分析（EEM-PARAFAC）结果表明:PBR（ICV+PAC）对大分子蛋白质类荧光性有机物去除最为理想,其对C2（酪氨酸）和C3（色氨酸）去除率分别高达92.1±3.2%和74.9±2.6%。另外,PBR（ICV+PAC）获得最大微藻生物质转化,其叶绿素a含量和油脂产率分别为25.2±1.2 mg/L和65.7±2.6 mg/L?d。就微生物群落结构组成而言,固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）具有相似的细菌微生物群落结构组成,与悬浮态微藻组别PBR（SCV）存在显着性差异。在三组不同菌藻共生系统下,功能性菌属的富集,如Opitutus,Acinetobacter和Brevundimonas,对污染物的去除和微藻生物质转化起重要作用。因此,利用固定化微藻-活性炭PBR（ICV+PAC）构建的固定化菌藻共生系统强化了对ADE处理效能,同时完成微藻细胞和细菌分离,实现了资源化处理ADE。固定化菌藻共生系统可以实现强化ADE处理效能,但其内残留的兽用抗生素污染问题有待解决。本部分选取实际ADE中常见的兽用抗生素磺胺甲恶唑（sulfamethoxazole,SMX,500μg/L）为研究对象,探究固定化微藻-活性炭PBR（ICV+PAC）构建的固定化菌藻共生系统对SMX的降解效能,降解机制和可能存在的降解路径。并探讨SMX对菌藻共生系统处理ADE、微藻生物质转化及微生物群落结构变化的影响。结果表明:PBR（ICV+PAC）获得最大SMX去除率（99.0±0.2%）,其次为PBR（ICV）（94.8±2.6%）和PBR（SCV）（80.4±1.4%）。PBR（ICV+PAC）获得最高比例活的微藻细胞（86.2%）、叶绿素a（6.6±0.4 mg/g）和MLSS积累（4.6±0.6 g/L）。此结果说明:相较于SMX对悬浮态微藻组别PBR（SCV）明显的抑制作用,在固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）,SMX对微藻细胞和细菌生长的抑制作用被有效缓解。就SMX对三个菌藻共生系统处理ADE效能而言,SMX对PBR（SCV）运行产生抑制作用,其对TN、TP和COD的去除率分别为66.5±1.3%,65.6±1.4%和58.6±1.7%。而在PBR（ICV+PAC）组别内,固定化微藻-活性炭技术加速构建稳定的菌藻共生系统,提高了该系统对SMX的抵抗能力。PBR（ICV+PAC）对ADE处理效能显着提高,其对TN,TP和COD去除率分别高达98.5±0.7%,98.5±0.6%和72.1±1.4%。同时,本研究发现SMX明显改变了不同菌藻共生系统下微生物群落结构。在16S r RNA分类水平上,一些功能性细菌的富集,如Pseudomonas,Brevundimonas和Hydrogenophaga在菌藻共生系统下对SMX降解起重要作用。在18S r RNA分类水平上,小球藻（Chlorella vulgaris,C.vulgaris）在三个不同菌藻共生系统皆为优势藻种。综上所述,固定化微藻-活性炭技术加速构建稳定的菌藻共生系统,有利于功能性微生物菌群富集,实现了对兽用抗生素SMX的高效降解。
许云海[4]（2019）在《加拿大一枝黄花茎秆生物炭固定化菌剂处理吡啶废水的效能与机制研究》文中研究说明杂环类农药废水组成成分复杂、有机物浓度高、可生化性差及生物毒性强,已成为农药废水中极难处理的分支。其中杂环类农药废水中的吡啶作为一种重要的芳香族含氮杂环化合物,具有潜在的致癌性、高水溶性与易迁移性,危害性更强,因此,必须对吡啶废水进行有效治理。目前,生物法是去除难降解有机物最经济、最有效的通用方法,基于此,本研究从海利（常德）农药化工有限公司污水处理厂的好氧曝气池、污水厂出水口、活性污泥中分别采集样品,以吡啶为唯一碳源与氮源的无机盐培养基中培养,仅从好氧曝气池水样中筛选分离到20株吡啶降解菌,经梯度驯化获得吡啶高效降解菌BD19与BD17。以降解菌BD19与BD17为材料,探究了加拿大一枝黄花茎秆生物炭固定化菌剂对吡啶的降解效能及作用机制,获得如下结果:1.经梯度驯化后获得了2株对吡啶耐受性强且降解性能高的降解菌,分别命名为BD17与BD19。通过形态学特征鉴定、生理生化反应,结合16S rRNA序列分析,菌株BD17与BD19分别鉴定为肠杆菌属（Enterobacter）与阴沟肠杆菌（Enterobacter cloacae）。当吡啶初始浓度为200 mg·L-1时,28℃下180 r·min-1振荡培养72 h,BD17与BD19对吡啶的降解率分别达到71.1%与76.2%。菌株BD19与BD17遗传15代后对吡啶的降解率基本保持不变,表明菌株BD19与BD17对吡啶降解均具有遗传稳定性。代谢途径的研究结果显示,菌株BD17降解吡啶的过程中在C2-C3之间开环,而BD19降解吡啶的过程中在N-C2之间开环。2.通过单因素实验考察了底物吡啶浓度、NaCl浓度、pH和温度对菌株BD19、BD17与混合菌H4（BD19与BD17的菌悬液1:1配比）降解吡啶的影响。结果显示,混合菌H4对吡啶的降解率比BD19、BD17分别提高了8.2%、13.3%。运用正交实验法优化混合菌H4对吡啶的降解,结果表明,混合菌H4降解吡啶的最佳环境条件组合为A2B1C2D2,即吡啶浓度200 mg·L-1、盐度2%、pH 7、温度30℃,4种环境因素对混合菌H4降解吡啶影响的大小依次为:吡啶初始浓度>pH>盐度>温度。3.加拿大一枝黄花茎秆生物炭在400～600℃之间,随着炭化温度升高,加拿大一枝黄花茎秆生物炭表面的微孔形变程度加剧,芳构化程度增加,稳定性增强;当炭化温度升至650℃时,制备的生物炭表面官能团中羟基减少,虽芳构化程度更高,但表面结构被破坏,晶体结构稳定性降低。对吡啶预处理结果显示,当吡啶初始浓度均为100 mg·L-1,加拿大一枝黄花茎秆生物炭对吡啶的吸附率随炭化温度（400～600℃）、生物炭投加量、吸附时间的增加而递增。动力学模拟实验结果显示,炭化温度为600℃制备的加拿大一枝黄花茎秆生物炭对吡啶的吸附符合二级动力学模型。响应面优化结果发现,当加拿大一枝黄花茎秆炭化温度为600℃、生物炭投加量为4 g·L-1、吡啶初始浓度为101.84 mg·L-1、吸附时间为2.85 h的最优条件下,对吡啶的去除率达到97.92%。4.在吡啶初始浓度为200 mg·L-1、pH 7、盐度3%、28℃下180 r·min-1振荡培养36 h,游离菌BD19、游离菌BD17、游离混合菌H4、固定化单菌BD19、固定化单菌BD17、固定化混合菌H4及生物炭对吡啶的去除率大小顺序表现为:固定化混合菌H4>游离混合菌H4>固定化BD19>固定化BD17>游离菌BD19>游离菌BD17>生物炭,去除率分别为91.7%±6.6%、83.1%±8.5%、81.5%±8.6%、77.8%±3.2%、76.9%±8.6%、71.1%±2.7%、53.7%±6.1%,固定化混合菌H4对吡啶去除率比生物炭高38.0%。响应面优化结果发现,固定化混合菌H4在初始浓度100 mg·L-1、pH 6.5、温度28℃、盐度2.2%,36 h时,对吡啶的去除率达到最大值94.36%。
刘羽[5]（2019）在《兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究》文中提出兰炭产业是煤基能源化工行业的新兴及重要组成部分。兰炭废水水质复杂、有机污染物浓度高且种类繁多,其中苯酚、萘、菲、喹啉、芘、苯并[a]芘等为典型代表,这些物质可生化性差、危害大,不仅对微生物产生严重的抑制作用,还对人体健康与生态环境造成威胁。目前,兰炭废水的生化处理系统普遍存在系统运行稳定性差、出水水质难以达标排放等实际问题,严重影响着煤化工行业的可持续健康发展。针对兰炭废水无害化处理中存在的具体问题,本研究在系统解析兰炭废水处理过程中不同有机污染物在各个处理单元的去除规律的前提下,重点对废水中含氮杂环化合物喹啉的高效生物转化问题开展深入研究,在此基础上,构建固定化活细胞喹啉生物降解体系,以期实现对废水中喹啉类有机物的有效去除。主要研究结果如下:（1）对兰炭废水“物化-生化”组合处理工艺过程中有机污染物在不同处理单元（原污水、总酚萃取、氨氮吹脱、厌氧处理、好氧处理、混凝沉淀后出水）去除特性进行了定量分析,原污水中共检测到37种有机污染物,包括酚类、多环芳烃、苯类、喹啉类、吲哚类、吡啶类、苯胺类、烃类和呋喃类化合物,总浓度为4580.0 mg/L。（2）不同有机物在各个处理单元的去除结果:37种有机物在萃取阶段被有效去除,去除率为82.72%;废水中的苯、酚类、吡啶类和苯胺类化合物主要通过厌氧和好氧生物降解去除,去除率为78.07%;生化处理单元出水仍残余喹啉类和多环芳烃类物质,总浓度为203.8 mg/L,通过混凝沉淀,出水中COD浓度为168±39 mg/L,且表现出一定的生物毒性。（3）针对兰炭废水中存在一定量含氮杂环化合物难以有效去除的问题,筛选得到3株能利用喹啉作为唯一碳源和氮源的优势菌株,经鉴定分别命名为:Bacillus sp.LH-1（芽孢杆菌）、Ochrobactrum sp.WC（苍白杆菌）和Sphingo-bacterium sp.LX（鞘氨醇杆菌）。3株菌均可耐受600 mg/L的喹啉,经诱导后,Bacillus sp.LH-1、Ochrobactrum sp.WC和Sphingobacterium sp.LX对喹啉的降解速率分别可达:23.696 mg/（L·h）、37.312 mg/（L·h）和27.137 mg/（L·h）,较诱导前提高了10-20倍。（4）对喹啉的生物代谢归趋研究发现,Ochrobactrum sp.WC降解喹啉过程中释放出的N生成NH4+-N及构成细胞物质,降解产物检测到2-羟基喹啉和8-羟基香豆素,降解途径以8-羟基香豆素途径为主,且主要是胞内酶在起作用。在喹啉降解体系中同时添加甲酸（0.1mmol/L）和钼离子（0.05mmol/L）,能显着诱导喹啉降解酶的活性并加速喹啉的代谢。将筛选到的三种菌按1:1:1的比例混合后的喹啉降解效果明显优于单菌株,在6 h内,对300 mg/L的喹啉去除率可达99.27%。（5）制备了新型ZnO NPs/PVA复合材料活细胞固定化载体,构建了固定化活细胞喹啉生物降解体系。分析表明,固定化细胞相对于游离细胞喹啉降解性能明显提高,在喹啉起始浓度为500 mg/L的条件下,喹啉降解速率常数达到0.4590 h-1,优于游离细胞。固定化细胞经过30次的重复使用后,7 h内喹啉降解率始终保持在99.32%以上,表现出良好的机械耐受性。（6）将喹啉降解菌与多环芳烃降解菌混合后固定化,并将固定化细胞用于兰炭废水组合处理工艺混凝沉淀出水的深度处理,结果发现,出水COD由168 mg/L降低至56 mg/L,芳烃类有机物被有效降解,出水COD能够达到排放标准。
李巧燕[6]（2019）在《厌氧发酵制氢系统及微生物群落结构研究》文中研究指明在当今世界,能源的发展,能源和环境,是全世界、全人类共同关心的问题,也是我国社会经济发展的重要问题。生物能源作为可再生,污染极小的能源,具有无可比拟的优越性,其中氢气作为一种高能燃料且环境友好的新能源具有重要的应用。有机废水发酵法生物制氢技术具有能源和环保的双重功效,已经成为环境生物技术领域的研究热点之一。利用活性污泥作为菌种进行发酵产氢时,反应系统中的微生物群落结构对产氢效能具有决定性的影响。因此,利用现代分子生物学手段阐明微生物群落结构与产氢效能的关系,确定重要的功能菌群,以期实现高效产氢群落的定向构建和优化,对实现发酵法生物制氢技术的工业化具有重要的理论意义和应用价值。针对乙醇型发酵菌群的研究还处于起步阶段,本实验采用完全混合槽式反应器（CSTR）和内循环厌氧反应器（IC）作为产酸反应器,考察在处理糖蜜废水和啤酒废水时,系统的产氢速率和有机废水的处理效果,在此基础上将废水资源化利用;研究系统基于氢气为目标产物转化率的产能率,并通过对各相液相末端产物组分的研究,从宏观角度判断系统各相底物的转化规律及群落的演替规律。研究产氢发酵系统的生理代谢特征,在于更深入的了解和总结系统反应参数、群落和发酵类型之间的作用规律,有助于在各相内演替为目标顶级群落时,控制相应系统运行条件,以获得最大目标产物产率及系统产能率,从而为进一步发掘厌氧消化系统的产能潜力,提供相应依据。本研究首先对CSTR产氢系统的工程参数进行了优化,优化参数主要分为三方面:即水力停留时间（HRT）、有机负荷（OLR）和载体材料。在系统水力停留时间（HRT）的研究中,6h为CSTR产氢系统的最佳水力停留时间最大产氢速率为1.42 L/L/d,最大COD去除率为38.67%。在系统有机负荷（OLR）的优化研究中,系统在进水有机负荷为36 kg COD/m3/d时的产氢速率最高,为1.94L/L/d。选取沸石、聚氨酯和生物陶瓷三种不同的材料为CSTR产氢系统中的载体材料,研究不同固定载体对系统的产氢效果和处理效能的影响。试验发现,聚氨酯材料在相同的运行条件下,表现出比沸石和生物陶瓷更高的产氢速率和有机物处理效果。在参数优化的基础上,以糖蜜废水为底物启动CSTR产氢系统并对产氢前后微生物的群落结构进行分析和研究。系统经过18天的启动和运行,形成了乙醇型发酵过程,此时系统最大产气速率可达6.15 L/L/d（第34天）,发酵气体中氢气的含量最高可达41.51%（第29天）,系统最大产氢速率（HPR）可达到2.47 L/L/d（第34天）。共取3个厌氧污泥样品进行高通量测序,观察到的总OTU数为788个,稳定产氢阶段的微生物多样性>原始厌氧污泥>驯化活性污泥。乙醇型产氢污泥中24个门类,其中Proteobacteria、Firmicutes、放线菌门（Actinobacleria）、Chloroflexi、拟杆菌门（Bacteroidetes）为优势菌属,其相对含量分别是48.62%、22.43%、18.43%、2.24%、2.01%;共317个属,其中的优势菌属为 Hyphomicrobium、Rhodobacteraceae unclassified、Romboutsia、Proteiniclasticum,相对含量分别为 8.11%、6.07%、5.35%、3.83%。以啤酒废水为发酵底物启动CSTR产氢系统,系统在启动第17天形成乙醇型发酵,并在之后的运行过程中保持乙醇型发酵;在启运行过程中系统产气速率稳定在5.75-6.45 L/L/d,产氢速率为2.50-2.72 L/L/d,氢气含量在39.38%-43.42%。乙醇型产氢污泥中微生物共14个门类,其中Saccharibacteria、ProteobacterIa、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）为优势菌属,其相对含量分别为49.20%、31.52%、9.36%、3.21%、3.13%和 2.56%。在IC产氢系统水力停留时间的优化试验中,系统在水力停留时间为4h,系统的产气量和运行效果达到最佳。系统稳定运行时的产氢速率分别为1.75 L/L/d,氢气含量稳定维持在37.47%-41.77%之间。在IC系统稳定运行期间,COD去除率稳定在34.15%-36.91%,并维持稳定的乙醇型发酵类型。通过不同有机负荷（24、36、48 kg COD/m3/d）下的产氢和系统运行情况的对比,氢气的生产速率在有机负荷为36 kg COD/m3/d时达到最高,为2.43 L/L/d。当系统负荷继续增长时,系统的产氢速率呈现下降的趋势,因此初步确定系统的最佳有机负荷为36 kg COD/m3/d。以糖蜜废水为发酵底物启动和运行IC产氢系统,最高产气速率为16.20 L/d、氢气含量最高为65.42%、最高氢气产生速率为10.39 L/d,最大COD去除率为36.39%;通过高通量测序研究了接种阶段（L1）和乙醇型发酵阶段（L5）的微生物群落,从微生物丰富来说,接种活性污泥样品L1中的条带读取数、ACE指数和Chao指数均大于产氢后活性污泥样品L5,说明在污泥接种时的微生物丰富度和多样性较高。乙醇型产氢污泥中,微生物的门类上升为20种,厚壁菌门（Firmicuts）的含量上升至55%,放线菌门（Actinobacteria）的含量下降至26%,变形杆菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroide-tes）的含量变化不大;共分230属,共有14属含量在0.5%以上,其中乳酸杆菌（Lactoba-cillus）和丙酸杆菌属（Propionibacterium）的含量高达50.62%。以啤酒废水为发酵底物启动和运行IC产氢系统,系统的最大产氢速率为1.31 L/L/d,IC的第一室净COD去除率最高,IC系统的最大产气速率为15.17 L/d,最大产氢速率是7.83 L/d,COD去除率稳定在35.44（±4.04）%。通过高通量测序结果的丰富度分析,IC反应器的第一反应室微生物多样性远高于污泥混合区和第二反应室;三种样本中厚壁菌门（Firmicutes）和变形菌门（Proteobactria）微生物丰度最大;梭菌纲（Clostridia）和伽马变形菌纲（Gammaproteo-bacteria）微生物相对含量最高;未分类的狭义梭菌属细菌(Clostriiumsensustricto1unclasified和拉乌尔菌（Raoultellaunclassified）是三个样本中共同的优势菌种,相对含量分别为83.67%、37.32%和65.00%。乙醇型发酵产氢污泥中的优势菌属为Xylella,在微生物中的相对含量分别的为20.03%和35.43%。
郑媛[7]（2017）在《基于氧化石墨烯复合材料及其微生物固定化处理有机废水研究》文中指出现如今,随着排放到环境中有机废水的增加,环境污染问题也越来越严重。为了有效去除水体中的有害有机物,一些环保、可对水体中有机物进行快速吸附的新型功能纳米复合材料也不断地被关注和研究。作为石墨烯的衍生物,氧化石墨烯不仅具有较大的比表面积,而且其表面含有丰富的官能团,使其化学性质更活泼,更加易于修饰。因此,利用氧化石墨烯纳米复合材料来处理环境中的污染物也逐渐成为热点。本文通过对氧化石墨烯进行改性,并与其它材料进行复合,达到对有机废水的高效吸附。然而,当吸附剂吸附达到饱和时,水体中仍会有残留的有机物,因此,单纯的利用吸附法进行处理也存在着一定的弊端。针对上述问题,本文将微生物负载到纳米复合材料上,利用吸附-固定化微生物协同处理,达到对高浓度有机废水的高效去除。（1）针对目前较难处理的水溶性有机物N,N-二甲基甲酰胺（DMF）,首先通过自由基聚合方法将聚合物修饰到氧化石墨烯（GO）表面,制备了一种新型吸附材料-改性氧化石墨烯（PGO）,提高了对DMF的吸附性能。通过共价键键合方法,将可以用于DMF降解处理的微生物（Paracoccus denitrificans）接枝到PGO表面,实现对DMF的高效处理。实验结果表明,负载微生物的PGO可在14小时内完成对初始浓度2000 mg/L的DMF水溶液的完全处理。并且,在经过3次循环利用后,其对高浓度DMF（2000 mg/L）仍可达到100%的去除效率。（2）印染废水是最主要的工业废水来源之一。针对排放量较大的阳离子染料-亚甲基蓝（MB）,本文制备了一种磁性纳米粒子Fe3O4@SiO2,并通过表面氨基修饰与氧化石墨烯GO上的羧基官能团经化学键键合,得到复合材料Fe3O4@SiO2-GO,经活化后与微生物（Bacillus subtilis）进行接枝,可以对水体中MB进行高效地处理。在整个过程中,首先利用复合材料和MB分子形成的π-π共轭作用,以及其表面大量带负电性的含氧官能团,可以和带正电的MB分子之间形成静电相互作用,从而进行快速吸附,然后通过表面负载的细菌对剩余MB进行降解,达到完全去除的目的。不仅如此,这种磁性纳米生物复合材料在外加磁场作用下很容易分离,这也使其具有更好的实际应用价值。（3）针对目前染料废水中较难处理的阴离子偶氮类染料,本文选用天然农作废弃物-椰壳,通过物理和化学协同活化方法制备了一种介孔高比表面积活性炭MHSA-AC,对高浓度阴离子染料AO10展现出了较高的吸附性能。MHSA-AC不仅作为一种高效吸附剂,同时也作为微生物（Pseudomonas putida）固定化的载体。研究表明,负载微生物的MHSA-AC对初始浓度5000、6000 mg/L的AO10,其可分别在30、84小时内达到100%的处理效率。这种利用天然农作废弃物来处理环境中的废水,实现了废物资源化利用。
郭莉萍[8]（2016）在《果汁废水PVA生物处理工艺研究》文中研究说明果汁废水属于高浓度有机废水,具有固体杂质多、有机物浓度高、水质水量变化大等特点,果汁废水的排放对环境造成的污染已成为突出问题。果汁加工是近十几年发展起来的新兴产业,其生产具有明显的季节性,每年仅生产4～7个月,其余时间处于停产或深加工状态。生产期间,废水处理工艺需尽快适应大量的高浓度废水。近年来以PVA生物处理工艺代表的新型废水处理技术在日本各行业工业废水治理中表现出水质优良稳定、容积负荷高、占地面积小、剩余污泥产量低、操作管理方便等突出特点。为此,本论文深入展开果汁废水PVA生物处理工艺的启动以及连续运行工艺研究,并在对PVA凝胶小球和活性污泥中微生物相特征分析基础上对其污染物清除机理进行研究。主要研究内容和结论如下:（1）在p H为6.5～8.5,DO 3.0～4.0 mg·L-1,容积负荷0.5 kg COD·m-3·d-1的条件下,PVA生物反应器运行13天COD、BOD5及NH3-N去除率分别稳定在93%、99%及96%以上,即PVA生物反应器成功启动。（2）在成功启动的基础上,65天连续运行结果表明(容积负荷最高7.0kg COD·m-3·d-1),PVA生物工艺COD、BOD5和NH3-N去除率分别达到90%、95%和93%以上,平均出水COD、BOD5和NH3-N分别降至150.0 mg·L-1、30.0mg·L-1和3.8 mg·L-1。（3）通过PVA凝胶小球外观和微观的变化,发现小球表面和内部富集了大量的球菌、杆菌和丝状菌。因此可以得出该工艺处理能力强的原因主要是因为绝大部分细菌稳定地附着在PVA凝胶小球表面及内部,微生物富集量大,富集了大量优势菌种。此外,显微镜观察活性污泥发现微生物主要以游离细菌和菌胶团两种形式存在,即该工艺污泥产率(0.104 kg[MLSS]?kg-1[COD])低的主要原因是由于细菌的繁殖而产生的剩余污泥在活性污泥槽中通过自我氧化分解消失,产生的剩余污泥量大幅度减少。图38幅,表11个,参考文献62篇。
彭巧[9]（2015）在《水体原位净化微生物菌剂的研究》文中研究表明随着社会经济快速发展,产生大量生产和生活废水,导致我国河流和湖泊污染现象越来越严重。随着污水处理技术的不断发展,我国有机废水的处理取得了很大进步,但是传统的有机废水处理技术仍然有很多不足之处;因此,研究一种高效有机废水处理微生物制剂用于水体原位净化,是一项很有前景的污水处理技术。本实验以具有高效降解有机物能力的细菌为出发菌株,以降解蛋白质、纤维素和淀粉类物质的能力,有机废水COD和氨氮去除率,菌株温度适应范围,生物安全性和生物拮抗性为原则,筛选出3株高效处理有机废水菌株。经过16S rRNA菌种鉴定三株菌分别为:蜡样芽孢杆菌、解淀粉芽孢杆菌和枯草芽孢杆菌。并对培养基进行了简单优化,确定3株菌的最佳培养基。通过测定菌株的生长曲线,确定菌株11008、11009和10004最佳取液的时间分别为12 h、10 h和11 h。从4种固定化载体和2种生物改良剂中,以固定化微生物颗粒的机械强度、扩散速率和弹性强度作为筛选原则,筛选出海藻酸钠和普鲁兰多糖作为混合固定化微生物的材料;并优化了海藻酸钠和普鲁兰多糖混合固定化微生物的工艺。将筛选出来的11008、11009和10004号菌分别固定化后用于废水处理,优化了三株菌固定化过程中菌液的添加量;并将三种固定化微生物颗粒添加到自制的有机废水中,对处理废水固定化颗粒添加量进行了响应面优化,将固定化颗粒按照11008为0.6%,11009为0.72%,10004为0.74%的添加量分别添加到100 mL自制有机废水中,30℃ 100 r/min摇床上处理,经过7 d的处理水体氨氮去除率达到93.17%。通过响应面实验验证,经过处理有机废水氨氮去除率平均为92.85%,跟预测值92.27%接近,说明模型建立有效,数据可靠。本实验对微生物菌剂的使用条件进行了分析,其中微生物菌剂污水处理过程中的使用范围为:pH在4～9之间菌剂都能有效果,pH在6-7之间菌剂的污水处理效果最好;温度在10～60℃之间有效,最适宜温度为30～40℃;且在使用本菌剂时,辅助使用曝气增氧设备会提高菌剂的污水处理效果。
梁凯[10]（2011）在《生物处理技术在高浓度有机废水处理中的研究进展》文中进行了进一步梳理阐述了高浓度有机废水的特点及危害,系统地介绍了国内外目前高浓度有机废水的主要生物处理技术及其研究现状,并提出今后高浓度有机废水治理的重点是优化组合技术及新技术的研究开发。
二、高浓度有机废水固定化生物处理技术的研究（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、高浓度有机废水固定化生物处理技术的研究（论文提纲范文）
（1）基于恶臭假单胞菌负载的新型生物纳米复合材料及其处理有机废水的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 废水污染物的去除方法 |
| 1.2.1 物理处理法 |
| 1.2.2 化学处理法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 石墨烯气凝胶、海泡石矿物质等复合材料在废水污染中的应用 |
| 1.3.1 石墨烯气凝胶复合材料概述 |
| 1.3.2 海泡石矿物质纳米复合材料概述 |
| 1.3.3 石墨烯气凝胶、海泡石矿物质复合材料在废水污染中的应用 |
| 1.4 新型吸附-降解固定化生物复合材料在废水污染中的应用 |
| 1.5 论文选题的意义与研究内容 |
| 1.5.1 论文选题的意义 |
| 1.5.2 论文的研究内容 |
| 1.5.3 论文的创新性 |
| 第二章 新型微生物固定化气凝胶复合材料的制备及对偶氮染料的处理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 原料及试剂 |
| 2.2.2 氧化石墨烯(GO)的合成制备 |
| 2.2.3 石墨烯气凝胶(GA)的合成制备 |
| 2.2.4 石墨烯气凝胶的羧酸化 |
| 2.2.5 GA/MIL-100 (Fe)的制备 |
| 2.2.6 GA/MIL-100 (Fe)的吸附过程 |
| 2.2.7 恶臭假单胞菌的培养 |
| 2.2.8 负载微生物的GA/MIL-100 (Fe)的制备 |
| 2.2.9 AO10的降解实验与循环过程 |
| 2.2.10 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 GA和GA/MIL-100 (Fe)的性能表征 |
| 2.3.2 GA/MIL-100(Fe)的吸附性能 |
| 2.3.3 细菌的降解与固定化 |
| 2.3.4 AO10的降解过程与循环性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于酸改性的恶臭假单胞菌-CASEP/ZIF-8生物复合材料去除水溶液中的苯酚 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 原料及试剂 |
| 3.2.2 细菌培养与驯化 |
| 3.2.3 海泡石的制备 |
| 3.2.4 海泡石的酸活化与羧酸化 |
| 3.2.5 酸改性海泡石(CASEP/ZIF-8)的制备 |
| 3.2.6 CASEP/ZIF-8的吸附性能 |
| 3.2.7 负载微生物的CASEP/ZIF-8的制备 |
| 3.2.8 苯酚的降解实验与循环过程 |
| 3.2.9 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的形貌表征 |
| 3.3.2 BET表征分析 |
| 3.3.3 材料的性能分析 |
| 3.3.4 CASEP/ZIF-8材料的吸附性能 |
| 3.3.5 游离微生物的降解 |
| 3.3.6 游离微生物与负载细菌的CASEP/ZIF-8的形貌表征 |
| 3.3.7 苯酚的生物降解与循环实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 一种片状生物纳米复合材料对水中AO10的去除研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 原料及试剂 |
| 4.2.2 碳布CC的预处理 |
| 4.2.3 CC/Co_3O_4复合材料的制备 |
| 4.2.4 负载微生物的CC/Co_3O_4纳米片的制备 |
| 4.2.5 AO10的吸附实验 |
| 4.2.6 AO10的降解与循环实验 |
| 4.2.7 实验测试仪器 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CC和CC/Co_3O_4的结果表征 |
| 4.3.2 AO10的吸附实验 |
| 4.3.3 微生物的负载 |
| 4.3.4 材料的降解与循环 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 本文总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间论文发表情况 |
| 致谢 |
（2）菌藻共生好氧颗粒污泥的形成机理及基于QS的强化机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的理化特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥技术的应用及发展现状 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.3 菌藻共生污水处理技术概述 |
| 1.3.1 菌藻共生污水处理技术的原理及优势 |
| 1.3.2 ―菌-藻‖之间的相互作用关系 |
| 1.3.3 菌藻共生污水处理技术的研究进展 |
| 1.3.4 菌藻共生污水处理的技术瓶颈和发展趋势 |
| 1.4 微生物群体感应及其研究现状 |
| 1.4.1 群体感应系统及信号分子概述 |
| 1.4.2 群体感应系统在生物聚集体形成中的调控作用 |
| 1.4.3 群体感应系统在―菌-藻‖关系中的调控作用 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 本课题技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与操作运行 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 操作运行 |
| 2.2 试验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.2.3 试验菌种 |
| 2.2.4 化学试剂 |
| 2.2.5 培养基 |
| 2.2.6 试验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析 |
| 2.3.1 水质参数分析 |
| 2.3.2 EPS的提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 信号分子AHLs的提取与分析 |
| 2.3.5 叶绿素a的提取与分析 |
| 2.3.6 颗粒污泥表面关系能分析 |
| 2.3.7 颗粒污泥显微镜分析 |
| 2.4 应用AHL产生菌强化污泥颗粒化的方法 |
| 2.4.1 信号分子产生菌的分离与鉴定 |
| 2.4.2 应用信号分子产生菌的QS强化方法 |
| 2.5 分子生物学分析方法 |
| 2.5.1 高通量测序 |
| 2.5.2 荧光定量PCR |
| 2.5.3 应用FISH对特征菌群原位检测 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 菌藻共生好氧颗粒污泥的形成过程及特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ABGS形成条件的优化 |
| 3.2.1 光照强度对ABGS理化性质及除污染效能的影响 |
| 3.2.2 光/暗周期对藻类细胞生长状况及生物活性的影响 |
| 3.2.3 曝气强度对菌藻共生颗粒污泥沉降性能及EPS产生的影响 |
| 3.3 ABGS的特性及形成过程分析 |
| 3.3.1 ABGS的理化特性分析 |
| 3.3.2 ABGS的形态特征 |
| 3.3.3 污泥EPS含量及成分分析 |
| 3.3.4 ABGS的形成过程解析 |
| 3.4 ABGS对污染物的去除效果 |
| 3.4.1 COD的去除效果 |
| 3.4.2 氨氮和总氮的去除效果 |
| 3.4.3 正磷酸盐的去除效果 |
| 3.5 细菌和藻类群落结构分析 |
| 3.5.1 细菌群落多样性及结构分析 |
| 3.5.2 藻类群落多样性及结构分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 信号分子AHLS在菌藻共生好氧颗粒污泥形成过程中的作用机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 AHLS相对含量与ABGS理化性质之间的相关性 |
| 4.2.1 AHLs相对含量与污泥密度之间的相关性 |
| 4.2.2 AHLs相对含量与微生物粘附性之间的相关性 |
| 4.2.3 AHLs相对含量与蛋白质浓度之间的相关性 |
| 4.3 AHLS猝灭剂对ABGS稳定性的影响 |
| 4.4 AHLs在菌藻共生好氧颗粒形成过程中的调控作用 |
| 4.4.1 AHLs类型及浓度的变化规律 |
| 4.4.2 AHLs在 EPS产生及菌藻共生污泥颗粒化过程中的作用 |
| 4.4.3 AHLs在 ABGS微生物群落构成中的作用 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于信号分子AHLS产生菌强化菌藻共生污泥颗粒化的方法与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 AHLS产生菌的分离、筛选与鉴定 |
| 5.3 基于AHLS产生菌强化好氧污泥颗粒化的方法 |
| 5.3.1 QS细菌-AHLs上清液及细菌固定化载体 |
| 5.3.2 QS强化对于系统内AHLs释放的影响 |
| 5.3.3 QS强化对于AGS形成过程及除污染物效能的影响 |
| 5.3.4 QS强化对于微生物群落结构组成的影响 |
| 5.4.QS细菌-AHLS上清液强化菌藻共生污泥颗粒化及系统稳定运行 |
| 5.4.1 投加AHLs上清液对ABGS理化性质的影响 |
| 5.4.2 投加AHLs上清液对ABGS表面热力学特性的影响 |
| 5.4.3 ABGS对实际生活污水主要污染物的去除效能 |
| 5.4.4 ABGS的抗冲击负荷能力 |
| 5.5 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 |
（3）固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 厌氧消化液处排放现状 |
| 1.1.1 厌氧消化液来源与危害 |
| 1.1.2 厌氧消化液水质特征 |
| 1.1.3 处理厌氧消化液废水的必要性 |
| 1.2 厌氧消化液废水处理工艺现状 |
| 1.2.1 还田利用模式 |
| 1.2.2 自然生态生物处理方法 |
| 1.2.3 好氧工艺处理厌氧消化液 |
| 1.2.4 物理化学方法 |
| 1.3 菌藻共生系统处理ADE研究进展 |
| 1.3.1 微藻种类 |
| 1.3.2 微藻形态 |
| 1.3.3 菌藻共生系统处理ADE优势与不足 |
| 1.4 固定化微藻技术 |
| 1.4.1 吸附法 |
| 1.4.2 交联法 |
| 1.4.3 包埋法 |
| 1.4.4 固定化微藻技术处理废水应用前景 |
| 1.5 研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 微藻藻种 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 悬浮态和固定化微藻制备方法 |
| 2.3.2 微藻细胞生物质能源积累指标 |
| 2.3.3 常规水质指标分析 |
| 2.3.4 三维荧光光谱-平行因子分析 |
| 2.3.5 磺胺甲恶唑检测及降解产物分析方法 |
| 2.3.6 扫描电镜 |
| 2.3.7 群落结构组成分析 |
| 第3章 菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 菌藻共生系统对微藻生物质转化的影响 |
| 3.2.1 微藻生物量积累 |
| 3.2.2 微藻生物化学组成 |
| 3.2.3 微藻油脂产率 |
| 3.2.4 脂肪酸组成分析 |
| 3.3 菌藻共生系统对微藻和细菌生长的影响 |
| 3.3.1 微藻细胞完整性分析 |
| 3.3.2 细菌和微藻细胞形貌观察 |
| 3.4 菌藻共生系统对牛粪厌氧消化液中污染物去除效能 |
| 3.4.1 营养盐去除效能分析 |
| 3.4.2 有机物去除效能分析 |
| 3.4.3 三维荧光光谱解析运行一个周期内有机物变化 |
| 3.5 微生物群落结构变化分析 |
| 3.5.1 菌藻共生系统内细菌多样性指数变化 |
| 3.5.2 菌藻共生系统对细菌群落结构组成变化的影响 |
| 3.5.3 菌藻共生系统对微藻群落结构组成变化的影响 |
| 3.6 菌藻共生系统处理ADE污染物转化机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 固定化菌藻共生系统强化处理ADE |
| 4.1 引言 |
| 4.2 固定化菌藻共生系统强化微藻生物质转化 |
| 4.2.1 微藻叶绿素a和MLSS积累 |
| 4.2.2 微藻生物化学组成 |
| 4.2.3 微藻油脂产率 |
| 4.2.4 脂肪酸组成 |
| 4.3 固定化菌藻共生系统强化对ADE中污染物处理效能 |
| 4.3.1 ADE内污染物去除效能分析 |
| 4.3.2 三维荧光光谱-平行因子分析有机物降解 |
| 4.4 固定化菌藻共生系统下微生物群落结构变化 |
| 4.4.1 细菌群落结构多样性分析 |
| 4.4.2 稀释曲线变化 |
| 4.4.3 韦恩图差异性分析 |
| 4.4.4 主成分分析结构分析 |
| 4.4.5 固定化菌藻共生系统下细菌微生物群落结构变化 |
| 4.5 固定化菌藻共生系统下微藻群落结构组成变化 |
| 4.5.1 稀释曲线变化影响 |
| 4.5.2 韦恩图差异性分析 |
| 4.5.3 主成分分析结构变化 |
| 4.5.4 固定化菌藻共生系统下微藻群落结构组成变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 固定化菌藻共生系统对磺胺甲恶唑去除效能及降解机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 固定化菌藻共生系统降解污染物效能 |
| 5.2.1 SMX去除效能 |
| 5.2.2 SMX对 ADE内污染物去除效能的影响 |
| 5.3 SMX对微藻和细菌生长的影响 |
| 5.3.1 SMX对微藻细胞完整性的影响 |
| 5.3.2 SMX对微藻叶绿素a积累的影响 |
| 5.3.3 SMX对 MLSS积累的影响 |
| 5.3.4 SMX对微藻和细菌形貌的影响 |
| 5.4 SMX对细菌微生物群落结构转变的影响 |
| 5.4.1 SMX对细菌群落结构多样性的影响 |
| 5.4.2 稀释曲线变化 |
| 5.4.3 韦恩图组成分析 |
| 5.4.4 主成分分析差异性分析 |
| 5.4.5 SMX对细菌群落结构的影响 |
| 5.5 SMX对微藻群落结构转变的影响 |
| 5.5.1 SMX对微藻多样性的影响 |
| 5.5.2 SMX对微藻群落结构的影响 |
| 5.6 SMX降解路径和机制分析 |
| 5.6.1 SMX降解路径 |
| 5.6.2 SMX降解机制 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）加拿大一枝黄花茎秆生物炭固定化菌剂处理吡啶废水的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 吡啶的基本性质 |
| 1.2 吡啶农药废水的主要特点 |
| 1.3 吡啶农药废水处理方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 生物炭概述 |
| 1.5 生物炭的制备 |
| 1.5.1 制备原料 |
| 1.5.2 制备方法 |
| 1.5.3 制备过程 |
| 1.6 生物炭的性质 |
| 1.6.1 物理性质 |
| 1.6.2 化学性质 |
| 1.6.3 生物性质 |
| 1.7 生物炭对有机物的吸附 |
| 1.7.1 吸附性能 |
| 1.7.2 吸附机理 |
| 1.7.3 影响因素 |
| 1.7.4 吸附模型 |
| 1.8 微生物固定化技术 |
| 1.8.1 微生物载体 |
| 1.8.2 生物炭固定化菌剂对有机废水的吸附与降解 |
| 1.9 主要研究内容、目的和意义 |
| 1.9.1 研究内容 |
| 1.9.2 目的和意义 |
| 1.9.3 研究技术路线 |
| 第二章 吡啶降解菌的筛选与鉴定及代谢途径 |
| 1 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 吡啶的标准曲线 |
| 2.2 降解菌的初筛 |
| 2.3 降解菌的复筛 |
| 2.4 形态及生理生化鉴定结果 |
| 2.5 分子生物学鉴定 |
| 2.6 菌株BD17与BD19的遗传稳定性 |
| 2.7 吡啶降解中间产物及降解途径的推测 |
| 3 小结 |
| 第三章 吡啶降解混合菌群的构建及其降解性能研究 |
| 1 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 降解菌的生长曲线和吡啶的降解 |
| 2.2 菌株间拮抗反应测试 |
| 2.3 混合菌降解能力测定 |
| 2.4 不同环境影响因子对单菌、混合菌H4降解吡啶的影响 |
| 2.5 混合菌H4降解吡啶的条件优化 |
| 3 小结 |
| 3.1 讨论 |
| 3.2 结论 |
| 第四章 加拿大一枝黄花茎秆生物炭对吡啶的吸附性能及其条件优化 |
| 1 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 加拿大一枝黄花茎秆生物炭的表征 |
| 2.2 不同环境条件对加拿大一枝黄花茎秆生物炭吸附吡啶的影响 |
| 2.3 加拿大一枝黄花茎秆生物炭对吡啶的吸附动力学模型 |
| 2.4 响应面优化结果 |
| 2.5 验证实验 |
| 3 小结 |
| 3.1 讨论 |
| 3.2 结论 |
| 第五章 生物炭固定化菌剂对吡啶废水的降解效能研究 |
| 1 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同影响因子对生物炭、游离单菌、固定化单菌、混合菌H4及固定化H4去除吡啶的影响 |
| 2.2 固定化H4降解吡啶的响应面优化结果 |
| 2.3 验证实验 |
| 3 小结 |
| 3.1 讨论 |
| 3.2 结论 |
| 第六章 研究结论、创新点及展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 附录1 :BD17的序列 |
| 附录2 :BD19的序列 |
（5）兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 兰炭废水污染现状及废水处理存在的问题 |
| 1.1.1 兰炭废水的来源及危害 |
| 1.1.2 兰炭废水处理研究进展 |
| 1.1.3 兰炭废水处理存在的问题 |
| 1.2 废水中含氮杂环化合物生物降解研究进展 |
| 1.2.1 废水中含氮杂环化合物处理研究现状 |
| 1.2.2 喹啉的来源、危害 |
| 1.2.3 喹啉的好氧生物降解研究现状 |
| 1.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用 |
| 1.3.1 固定化微生物技术的特点 |
| 1.3.2 固定化微生物载体选择 |
| 1.3.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用及存在问题 |
| 1.4 研究目的和意义、主要内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 兰炭废水处理工艺过程中有机污染物去除特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验仪器和试剂 |
| 2.1.2 兰炭废水处理试验工艺 |
| 2.1.3 水质分析项目及方法 |
| 2.1.4 试验水样的废水水质 |
| 2.1.5 遗传毒性检测方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 兰炭废水原水中有机污染物组成分析 |
| 2.2.2 不同工艺单元的COD和挥发酚去除特性 |
| 2.2.3 不同有机污染物在各工艺单元的去除规律解析 |
| 2.2.4 废水处理各工艺单元的生物毒性削减特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 兰炭废水中喹啉降解菌的分离筛选与诱导 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要实验仪器 |
| 3.1.2 主要试剂及培养基 |
| 3.1.3 喹啉降解菌的筛选、分离和纯化 |
| 3.1.4 菌悬液的制备过程 |
| 3.1.5 高效菌株的鉴定及表征方法 |
| 3.1.6 高效菌株利用碳源的广谱性分析 |
| 3.1.7 菌株诱导条件优化试验方案 |
| 3.1.8 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 喹啉降解菌的筛选及形态学表征 |
| 3.2.2 菌株的Biolog鉴定及碳源代谢特征分析 |
| 3.2.3 菌种的16S rDNA鉴定 |
| 3.2.4 菌株的底物广谱性分析 |
| 3.2.5 优势菌株喹啉降解的诱导条件与效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 喹啉生物代谢归趋及影响因素分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 喹啉降解动力学研究方法 |
| 4.1.2 喹啉降解过程代谢归趋试验方案 |
| 4.1.3 胞内酶和胞外酶的提取方法 |
| 4.1.4 多菌株降解喹啉的虚拟变量回归分析 |
| 4.1.5 P-B因子筛选和BBD优化实验设计方法 |
| 4.1.6 发光细菌实验表征遗传毒性方法 |
| 4.1.7 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 单菌株降解喹啉动力学分析 |
| 4.2.2 喹啉生物代谢归趋分析 |
| 4.2.3 喹啉降解酶的分布识别及其催化活性影响因素研究 |
| 4.2.4 多菌株喹啉降解动力学分析 |
| 4.2.5 多菌株喹啉降解环境条件的优化 |
| 4.2.6 喹啉降解过程中代谢产物遗传毒性变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 固定化活细胞喹啉降解体系的构建与应用 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 细菌负载量测定方法 |
| 5.1.2 ZnO NPs/PVA固定化载体制备方法 |
| 5.1.3 细菌的固定化方法 |
| 5.1.4 固定化细菌降解喹啉性能研究方法 |
| 5.1.5 分析项目及方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 载体的制备及其对喹啉的吸附性能研究 |
| 5.2.2 固定化细菌负载量测定方法优化 |
| 5.2.3 固定化细胞与游离细胞喹啉降解性能对比研究 |
| 5.2.4 固定化混合菌对喹啉的适应性及降解动力学 |
| 5.2.5 固定化混合菌的重复利用性能研究 |
| 5.2.6 固定化混合菌在兰炭废水深度处理中的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论、创新点与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读期间主要成果 |
（6）厌氧发酵制氢系统及微生物群落结构研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物能源 |
| 1.1.1 能源现状 |
| 1.1.2 生物能源 |
| 1.1.3 生物氢能 |
| 1.2 厌氧发酵过程 |
| 1.3 厌氧发酵产氢 |
| 1.3.1 厌氧发酵产氢原理 |
| 1.3.2 厌氧发酵产氢类型 |
| 1.3.3 厌氧发酵生物制氢研究现状 |
| 1.4 微生物群落 |
| 1.4.1 微生物群落的研究意义 |
| 1.4.2 产酸发酵微生物 |
| 1.4.3 影响产酸发酵微生物的主要生态因子 |
| 1.5 研究目的意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 连续流反应器 |
| 2.1.1 完全混合槽式反应器 |
| 2.1.2 内循环厌氧反应器 |
| 2.2 发酵底物 |
| 2.2.1 糖蜜废水 |
| 2.2.2 啤酒废水 |
| 2.3 污泥驯化过程 |
| 2.4 营养元素添加 |
| 2.5 水质分析检测的方法 |
| 2.5.1 气相末端产物分析 |
| 2.5.2 液相发酵产物分析 |
| 2.5.3 污泥性质指标测定 |
| 2.5.4 氧化还原电位(ORP)测定 |
| 2.5.5 化学需氧量(COD)测定 |
| 2.5.6 碱度测定 |
| 2.6 微生物群落分析 |
| 2.6.1 样品处理与测序 |
| 2.6.2 基础分析 |
| 2.6.3 微生物丰度指数(Community richness) |
| 2.6.4 微生物多样性(Community diversity)指数 |
| 2.6.5 分类学分析 |
| 3 CSTR产氢系统的运行参数优化 |
| 3.1 不同HRT下系统的建立和运行 |
| 3.1.1 不同HRT下CSTR产氢系统的产气状况 |
| 3.1.2 不同HRT下CSTR产氢系统的系统运行状况 |
| 3.1.3 不同HRT下CSTR产氢系统的发酵状况 |
| 3.2 不同OLR下系统的建立和运行 |
| 3.2.1 不同OLR下CSTR产氢系统的产气状况 |
| 3.2.2 不同OLR下CSTR产氢系统的系统运行状况 |
| 3.2.3 发酵类型 |
| 3.2.4 底物利用状况 |
| 3.3 污泥固定化载体的选择 |
| 3.3.1 前言 |
| 3.3.2 载体的选择及物理特性 |
| 3.3.3 污泥驯化和产氢系统的启动 |
| 3.3.4 不同载体CSTR产氢系统的产气状况 |
| 3.3.5 不同载体下CSTR产氢系统的系统运行状况 |
| 3.3.6 不同载体下CSTR产氢系统的发酵状况 |
| 3.3.7 底物利用状况 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 CSTR产氢系统对糖蜜废水的处理和微生物群落结构 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 发酵类型判定 |
| 4.3 产气状况 |
| 4.4 运行状况 |
| 4.5 糖蜜为底物的乙醇型发酵的微生物群落 |
| 4.5.1 微生物群落丰富度 |
| 4.5.2 微生物分类学分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 CSTR产氢系统对啤酒废水的处理和微生物群落结构 |
| 5.1 发酵类型的判定 |
| 5.2 系统运行状况 |
| 5.2.1 产气状况 |
| 5.2.2 COD去除状况 |
| 5.3 啤酒为底物的CSTR乙醇型发酵的微生物群落分析 |
| 5.3.1 微生物群落丰富度和群落多样性 |
| 5.3.2 微生物分类学分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 IC产氢系统的运行参数优化 |
| 6.1 不同HRT下IC产氢系统的优化 |
| 6.1.1 IC产氢系统水力停留时间设置 |
| 6.1.2 IC产氢系统的产气状况 |
| 6.1.3 IC产氢系统的运行状况 |
| 6.1.4 IC产氢系统的发酵类型 |
| 6.2 不同OLR下IC产氢系统的优化 |
| 6.2.1 系统OLR设置 |
| 6.2.2 产气状况 |
| 6.2.3 运行状况 |
| 6.2.4 底物利用状况 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 IC产氢系统对糖蜜废水的处理和微生物群落结构 |
| 7.1 IC产氢系统的启动设置 |
| 7.2 IC产氢系统发酵类型的判定 |
| 7.3 IC产氢系统的产气状况 |
| 7.4 IC产氢系统的运行状况 |
| 7.5 以糖蜜为底物的乙醇型发酵微生物群落 |
| 7.5.1 微生物丰富度分析 |
| 7.5.2 微生物分类学分析 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 IC产氢系统对啤酒废水的处理和微生物群落结构 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 产氢系统的产气状况 |
| 8.3 IC产氛系统的能量核算 |
| 8.4 IC产氢系统的运行状况 |
| 8.5 以糖蜜为底物的乙醇型发酵微生物群落分析 |
| 8.5.1 微生物丰富度分析 |
| 8.5.2 微生物分类学分析 |
| 8.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（7）基于氧化石墨烯复合材料及其微生物固定化处理有机废水研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 有机废水的处理方法 |
| 1.2.1 化学法 |
| 1.2.2 物化法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 基于氧化石墨烯及其复合材料在有机废水处理中的应用 |
| 1.3.1 氧化石墨烯研究进展 |
| 1.3.2 氧化石墨烯及其复合材料在有机废水处理中的应用 |
| 1.4 新型吸附-微生物固定化降解法在有机废水处理中的应用 |
| 1.4.1 微生物固定化技术 |
| 1.4.2 微生物固定化载体 |
| 1.4.3 新型吸附-微生物固定化降解法在有机废水处理中的应用 |
| 1.5 论文选题的意义和研究内容 |
| 1.5.1 论文选题的意义 |
| 1.5.2 论文研究的内容 |
| 1.5.3 论文的创新点 |
| 第二章 新型氧化石墨烯复合材料的制备及其微生物固定化对高浓度DMF处理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 原料及试剂 |
| 2.2.2 氧化石墨烯（GO）的制备 |
| 2.2.3 改性氧化石墨烯（PGO）的制备 |
| 2.2.4 脱氮副球菌（P. denitrificans）的培养和驯化 |
| 2.2.5 脱氮副球菌的固定化（PGO@P. denitrificans） |
| 2.2.6 吸附与降解实验 |
| 2.2.7 测试仪器 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征及其吸附性能研究 |
| 2.3.2 细菌的驯化及生物降解 |
| 2.3.3 细菌的固定化 |
| 2.3.4 PGO@P. denitrificans对DMF的处理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 一种磁性纳米生物复合材料对水中亚甲基蓝的处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 原料及试剂 |
| 3.2.2 氧化石墨烯（GO）的制备 |
| 3.2.3 磁性纳米粒子Fe_3O_4@SiO_2-NH_2的制备 |
| 3.2.4 磁性纳米复合材料Fe_3O_4@SiO_2-GO的制备 |
| 3.2.5 负载细菌的磁性纳米复合材料Fe_3O_4@SiO_2-GO-bacteria |
| 3.2.6 吸附与降解实验 |
| 3.2.7 测试仪器 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 复合材料的吸附及机理 |
| 3.3.3 微生物的降解 |
| 3.3.4 磁性纳米生物复合材料对MB的处理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于椰壳活化的碳材料及其微生物固定化对高浓度偶氮阴离子染料的处理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 原料及试剂 |
| 4.2.2 介孔高比表面积活性炭（MHSA-AC）的制备 |
| 4.2.3 微生物的固定化 |
| 4.2.4 吸附与降解实验 |
| 4.2.5 测试仪器 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 材料的吸附 |
| 4.3.3 微生物的降解 |
| 4.3.4 负载细菌的MHSA-AC对染料的处理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 本文总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间论文发表和整理情况 |
| 致谢 |
（8）果汁废水PVA生物处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 果汁废水现状 |
| 1.1.1 果汁废水的来源 |
| 1.1.2 果汁废水的特点 |
| 1.2 果汁废水的处理 |
| 1.2.1 果汁废水生物处理工艺 |
| 1.2.2 果汁废水生物处理工艺的研究现状 |
| 1.3 PVA生物处理工艺 |
| 1.3.1 PVA生物处理工艺简介 |
| 1.3.2 PVA生物处理工艺的应用 |
| 1.4 研究意义、内容及创新点 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 2 实验装置与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 种泥来源 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 PVA凝胶小球 |
| 2.3 实验分析项目及测定方法 |
| 2.3.1 PVA生物工艺实验测试项目的频率 |
| 2.3.2 实验测试项目及其方法 |
| 2.4 主要药品和仪器设备 |
| 3 PVA生物处理工艺启动 |
| 3.1 PVA工艺的启动 |
| 3.1.1 启动过程中COD去除率的变化 |
| 3.1.2 启动过程中NH_3-N去除率的变化 |
| 3.2 PVA工艺容积负荷的提高 |
| 3.2.1 容积负荷对COD去除率的影响 |
| 3.2.2 容积负荷对NH_3-N去除率的影响 |
| 3.2.3 容积负荷对BOD_5的影响 |
| 3.2.4 容积负荷对其他参数的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 PVA生物处理工艺的连续运行 |
| 4.1 PVA生物处理工艺的运行 |
| 4.1.1 PVA生物处理工艺对COD去除率的变化 |
| 4.1.2 PVA生物处理工艺对NH_3-N去除率的变化 |
| 4.1.3 PVA生物处理工艺对BOD_5去除率的变化 |
| 4.1.4 PVA生物处理工艺对其他参数的处理效果 |
| 4.2 PVA生物处理工艺的技术优势 |
| 4.3 小结 |
| 5 PVA凝胶小球及活性污泥中微生物相的特征 |
| 5.1 PVA凝胶小球的变化 |
| 5.1.1 PVA凝胶小球的外观变化 |
| 5.1.2 PVA凝胶小球的微观变化 |
| 5.2 活性污泥中微生物的特征 |
| 5.2.1 污泥减容效果 |
| 5.2.2 活性污泥中微生物的特征 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者攻读学位期间发表学术论文清单 |
| 致谢 |
（9）水体原位净化微生物菌剂的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 有机废水简介 |
| 1.2 有机废水处理方法 |
| 1.2.1 物理处理方法 |
| 1.2.2 化学处理方法 |
| 1.2.3 微生物处理方法 |
| 1.2.4 水体原位/异位净化技术 |
| 1.3 废水处理中微生物菌剂的应用 |
| 1.4 固定化微生物技术及其在废水处理中的应用 |
| 1.4.1 微生物固定化技术主要方法 |
| 1.4.2 微生物固定化载体分类 |
| 1.4.3 固定化微生物技术在废水处理中的应用 |
| 1.5 普鲁兰多糖和聚谷氨酸在污水处理中的应用 |
| 1.6 DNA指纹图技术(ERIC-PCR) |
| 1.7 本论文的研究内容与研究意义 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 主要试剂及药品 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.1.3 菌种 |
| 2.1.4 培养基 |
| 2.1.5 实验污水来源 |
| 2.1.6 实验主要溶液的配制 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 pH的测定 |
| 2.2.2 OD_(600)的测定 |
| 2.2.3 化学需氧量(COD)的测定 |
| 2.2.4 化学需氧量去除率的计算 |
| 2.2.5 氨氮的测定 |
| 2.2.6 氨氮去除率的计算 |
| 2.2.7 固定化微生物颗粒机械强度的测定 |
| 2.2.8 固定化微生物颗粒扩散速率测定 |
| 2.2.9 固定化微生物颗粒活菌数测定 |
| 2.2.10 固定化颗粒微观结构观察 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 培养方法 |
| 2.3.2 菌株筛选方法 |
| 2.3.3 固定化载体、改良剂的筛选 |
| 2.3.4 固定化工艺的正交优化实验 |
| 2.3.5 固定化微生物处理废水添加量的响应面优化 |
| 2.3.6 固定化微生物制剂的使用条件分析 |
| 2.3.7 微生物制剂污水处理过程的菌群分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 有机废水高效分解细菌的筛选 |
| 3.1.1 菌株有机物的降解情况 |
| 3.1.2 菌种处理污水能力实验 |
| 3.1.3 菌株拮抗性和抑菌性 |
| 3.1.4 菌株温度范围的确定 |
| 3.1.5 菌株的菌种鉴定 |
| 3.1.6 污水处理高效菌株培养基的优化 |
| 3.1.7 菌株生长曲线的测定 |
| 3.2 固定化载体和生物改良剂的选择 |
| 3.2.1 固定化载体的选择 |
| 3.2.2 生物改良剂的选择 |
| 3.3 固定化工艺的正交优化实验 |
| 3.3.1 SA含量的确定 |
| 3.3.2 Pu含量的确定 |
| 3.3.3 氯化钙含量的确定 |
| 3.3.4 交联时间的确定 |
| 3.3.5 正交试验 |
| 3.3.6 固定化颗粒的微观结构 |
| 3.4 固定化微生物处理废水添加量的响应面优化 |
| 3.4.1 固定化颗粒种子液添加量的优化 |
| 3.4.2 固定化颗粒最佳添加量的确定 |
| 3.4.3 菌株固定化颗粒之间配比的响应面优化实验 |
| 3.4.4 响应面实验验证实验 |
| 3.4.5 微生物菌剂的实际应用 |
| 3.5 微生物固定化菌剂使用条件检测 |
| 3.5.1 微生物固定化菌剂使用条件需氧分析 |
| 3.5.2 微生物固定化菌剂使用条件温度的分析 |
| 3.5.3 微生物固定化菌剂使用条件pH的分析 |
| 3.6 微生物菌剂污水处理过程中的菌群研究 |
| 4 结论 |
| 5 展望 |
| 6 参考文献 |
| 7 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 8 致谢 |
（10）生物处理技术在高浓度有机废水处理中的研究进展（论文提纲范文）
| 1 高浓度有机废水的特点及危害 |
| 2 生物处理技术 |
| 2.1 好氧生物法 |
| 2.2 厌氧生物法 |
| 2.2.1 第二代厌氧处理技术 |
| 2.2.2 第三代厌氧处理技术 |
| 2.3 水解酸化法 |
| 2.4 其他生物处理技术 |
| 3 生物处理技术的实际应用 |
| 4 结语 |
四、高浓度有机废水固定化生物处理技术的研究（论文参考文献）
- [1]基于恶臭假单胞菌负载的新型生物纳米复合材料及其处理有机废水的研究[D]. 董瑞芳. 苏州大学, 2020(02)
- [2]菌藻共生好氧颗粒污泥的形成机理及基于QS的强化机制[D]. 张冰. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [3]固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液[D]. 谢冰涵. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [4]加拿大一枝黄花茎秆生物炭固定化菌剂处理吡啶废水的效能与机制研究[D]. 许云海. 湖南农业大学, 2019(01)
- [5]兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究[D]. 刘羽. 西安建筑科技大学, 2019
- [6]厌氧发酵制氢系统及微生物群落结构研究[D]. 李巧燕. 东北林业大学, 2019(01)
- [7]基于氧化石墨烯复合材料及其微生物固定化处理有机废水研究[D]. 郑媛. 苏州大学, 2017(05)
- [8]果汁废水PVA生物处理工艺研究[D]. 郭莉萍. 西安工程大学, 2016
- [9]水体原位净化微生物菌剂的研究[D]. 彭巧. 天津科技大学, 2015(05)
- [10]生物处理技术在高浓度有机废水处理中的研究进展[J]. 梁凯. 工业水处理, 2011(10)