一、铁离子对活性污泥的影响（论文文献综述）
张浩[1]（2021）在《低碳氮比废水外加铁源的脱氮性能及微生物多样性的影响研究》文中研究表明传统生物脱氮技术虽脱氮效能高、易操作等优点,但运行成本高,增加碳排放,后续污泥处置负担大。针对低碳氮比（C/N）废水,城镇污水厂需额外投加有机物（乙酸钠、甲醇）,迫切通过寻求环境友好型、经济高效型、产物多效型的技术手段,有效破解我国低碳氮比（C/N）污水处理的难题。铁作为环境中普遍存在的金属元素,便于获取;同时也是微生物所需的重要微量元素,广泛参与微生物体内各种生化反应及代谢过程,通过投加微量元素Fe2+强化微生物活性,研究低碳源条件下外加铁源对活性污泥脱氮性能,具有重要的实际意义。本文针对传统低碳氮比（C/N）城镇污水厂存在的问题,考察不同C/N条件下（C/N:6、3、2）外加铁源对SBR有机物去除、脱氮性能、电子传递体系（ETS）、污泥浓度（MLSS）、污泥中EPS以及其组分（PN、PS）、活性污泥动力学分析以及微生物群落结构、多样性影响、脱氮功能基因的研究;因此设置2个平行运行的SBR反应器,其中A反应器进水时投加2mg/LFe2+,B反应器为不投加铁源的对照组,结果表明:（1）在C/N=6、3时,A、B反应器出水COD的利用率基本保持在90%左右;而B反应器在低C/N条件下（C/N=2）出水COD有所波动,整体去除率下降4.26%,说明铁源的投加更有利于低碳源条件下SBR反应器面对冲击负荷,维持系统的稳定性。此外,增加进水氨氮浓度,在C/N=3、2的条件下,氨氮去除率分别由73.27%、45.50%提升至79.23%、47.24%,较未投加Fe2+的提升了5.96%、1.74%,表明低浓度下铁离子对硝化反应有促进作用;在系统运行后期通过调节p H,A、B反应器的平均NH4+去除率分别为81.61%、75.47%,比空白组对照氨氮去除率提升了6.47%。同时,在低C/N条件下（C/N=3）,A、B反应器TN平均去除率分别为59.89%、43.85%;A反应器TN去除率高于B反应器的16.04%;其中A反应器的TTC-ETS活性整体高于B反应器2个数量级;A反应器中INT-ETS活性随着C/N的降低,逐渐升高,最终达到80.39mg INTF/（g TSS?h）;而B反应器内基本维持在57.89mg INTF/（g TSS?h）;随着运行周期的不断延长,EPS和PN、PS含量表现为递减趋势;其中A反应器的EPS和PS整体高于对照组,随着运行时间的延长,反应器内Fe2+增多,将刺激细胞分泌更多的EPS。（2）随着C/N的减少（6→3→2）,不同阶段的污泥样品为A、B、C、D组（实验组）与E、F、G组（对照组）OTU数目同为递减趋势;但是投加铁离子的污泥样品OTU数目整体高于对照组（E、F、G）,同样A、B、C、D组特有的OTU数目也是高于对照组。其中Chao1指数和ACE指数数值变化表明微生物群落随着碳氮比的降低而逐渐减小,但投加铁离子的污泥样品指数数值整体高于未投加铁离子的污泥样品;说明Fe2+投加可以促进微生物群落的多样性,有助于系统承受较大的冲击负荷,进而保持系统微生物群落的稳定性,筛选出种群中最适宜的优势物种。对不同阶段碳氮比（C/N）为微生物群落提供了不同的生长环境,其微生物群落结构进而有所差异,筛选出最适宜该环境的种群;此外两反应器内的微生物种群有所相似,但部分微生物菌种的相对丰度含量还是存在差异;其中投加Fe2+的反应器中Proteobacteria所占比例整体高于对照组的污泥样品,达到最高52.09%;对氮素去除至关重要的Betaproteobacteria（β-变形菌纲）在低碳氮比（C/N=2）下所占比例为32.17%,较对照组提升了9.25%;此外含有Anaerolineae（厌氧绳菌纲）部分好氧反硝化菌纲所占比例都随着碳氮比的降低而减少,但均高于较未投加Fe2+的反应器所占比例;同时在脱氮过程中具有重要作用的反硝化菌群Rhodocyclales（红环菌目）在缺少碳源的条件下相对丰度有所提高,最大相对丰度是对照组的2.24倍。（3）在C/N=3、2的情况下,投加Fe2+的反应器的活性污泥中nar G、nir K、nos Z基因拷贝数均高于对照组反应器（未投加铁源）,此外随着碳氮比的降低,nar G、nir K、nos Z基因在C/N=2时,达到最大;说明Fe2+的投加提高了反硝化菌的活性。在C/N分别为6、3、2时,nar G小于（nir K+nir S）基因拷贝数,A、B反应器中均未出现亚硝酸盐的积累。随着系统中不断投加Fe2+,活性污泥具有良好的沉降性能,污泥絮体结构更加致密,有利于进水的冲击负荷,保持系统稳定性。其中投加Fe2+的反应器中对优势物种的选择,使得原生动物增加;其累枝虫以自身的虫柄和丝状菌作为絮凝体的“骨架”,强化污泥结构;微生物分泌的小分子量铁螯合物提高了铁元素的利用率。图[33]表[22]参考文献[128]
李华宇[2]（2020）在《金属离子与磺胺嘧啶抗生素对全程自养脱氮（CANON）系统的效能影响》文中提出全程自养脱氮（CANON）系统以其高效、经济、节能等特点在废水处理领域展现出广阔的应用前景。制药废水作为一类高氨氮工业废水,氮素的污染治理刻不容缓。然而,这类废水中残留的典型的污染物如抗生素和金属离子等对CANON系统中功能微生物影响尚不明确。因此,本文以磺胺嘧啶生产废水中典型金属离子锰(Mn2+)、锌(Zn2+)和铜(Cu2+)为例,研究单一金属离子和复合金属离子作用下CANON系统的脱氮效能,并通过微生物群落结构、功能微生物丰度、胞外聚合物（EPS）含量及金属离子作用点位分布特点等分析金属离子的作用机制。同时,研究了在磺胺嘧啶（sulfadiazine,SDZ）暴露条件下,CANON系统同步去除氨氮（NH4+-N）和SDZ的可行性,通过微生物群落结构、关键功能基因的表达等变化分析影响机制,并探究了SDZ压力下抗药基因（antibiotic resistence genes,ARGs）的产生与表达以及SDZ降解产物的生物毒性,进而探讨CANON系统去除NH4+-N和SDZ的效能以及环境影响。研究结果表明:（1）单一金属离子短期试验中,Mn2+,Zn2+和Cu2+的最优浓度分别为2.0,2.0和0.5 mg/L,相应地CANON系统的脱氮负荷（NRR）分别提高了54.62%,45.93%和44.09%。长期试验中,在最优浓度的Mn2+,Zn2+和Cu2+影响下,结果发现仅Mn2+可提高系统的NRR,由0.35±0.01提高至0.49±0.03 kg N/m3/d。与短期试验不同,Zn2+表现为抑制作用,Cu2+无明显作用。分子生物学结果发现,Mn2+可促进厌氧氨氧化菌（An AOB）的增长,而Zn2+主要促进了短程硝化菌（AOB）的生长。同时,Mn2+主要分布于An AOB胞内,而Zn2+和Cu2+主要分布于AOB中。因此,Mn2+,Zn2+和Cu2+主要通过两方面对CANON系统产生影响,在短期内影响功能微生物的活性,进而影响CANON系统的NRR;在长期影响过程中金属离子通过改变微生物群落结构,进而影响NRR。（2）复合金属离子长期试验中,Mn2+,Zn2+和Cu2+复合的最优浓度分别为1.09,0.84和0.22 mg/L,CANON系统的NRR提高了23%。最优条件下,CANON系统的功能微生物分别为Candidatus Kuenenia和Nitrosomonas。皮尔森相关系数表明,Mn2+,Zn2+和Cu2+复合作用下NRR与功能微生物的活性及丰度均呈正相关。（3）建立了基于一维完全混流数学模型模拟CANON系统中AOB和An AOB的生长和代谢活动,利用AQUASIM软件模型计算得出,Mn2+,Zn2+和Cu2+对CANON影响的半饱和浓度分别为1.09、0.84和0.22 mg/L。短期和长期的数据很好的反映了该模型的实用性,在NH4+-N消耗和亚硝氮（NO2--N）积累的情况上表征一致,模拟和实验数据趋势吻合。说明基于基质浓度抑制建立的模型能很好的模拟Mn2+,Zn2+和Cu2+影响下CANON系统的运行情况,为实际工艺运行中金属离子的影响方案提供技术支撑。（4）在溶解氧（DO）为0.5～0.6 mg/L、SDZ浓度为5 mg/L的暴露条件下,CANON系统可实现总氮去除效率86.1%、SDZ去除效率95.1%的效果。比较An AOB,AOB在SDZ降解过程中起着主导性的降解作用。皮尔森相关系数给出,AOB的功能基因（amo A）和SDZ去除效率为显着正相关（p<0.01）。同时,生物毒性结果表明SDZ的降解产物对大肠杆菌E.coli K12无明显抑制。研究结果表明,CANON系统可实现同步去除NH4+-N和SDZ的效果,然而抗药基因（ARGs）的产生可能会对生态环境造成一定的影响。图44幅,表37个,参考文献246篇。
郭蕊洁[3]（2020）在《亚铁离子强化电极-SBBR工艺同步降解水中氨氮及头孢菌素的影响研究》文中指出抗生素被广泛用于人类生活和生产的各个领域,水环境中残留的大量未被利用的抗生素对自然环境及生态系统造成了严重的破坏。传统生物处理工艺降解抗生素能力有限,生物电化学工艺对提升活性污泥系统有机物的去除率有积极影响,外加铁源活性污泥法中铁离子参与微生物的代谢过程,可提高活性污泥系统的除氮效果。本文采用外加铁源耦合生物电化学工艺有效的解决了活性污泥系统难降解有机物去除率低、脱氮效果差的处理现状。本研究分别设计了 SBBR、Fe-SBBR、BES、Fe-BES四种生物处理工艺,探究了不同生物处理工艺主要工艺参数变化对生物体系内污染物降解效果的影响及微生物的群落结构变化,得出以下结论。1.填料挂膜完成后四种工艺的氨氮和COD降解效果均良好,投加铁离子的反应器内有新的微生物形态出现:“多球体聚合状”。抗生素环境驯化末期头孢他啶浓度提升至1 mg/L,Fe-SBBR和Fe-BES工艺相比SBBR和BES工艺氨氮去除率分别提高了 9.66%和9.25%,总氮去除率分别提高14.52%和11.41%;BES和Fe-BES工艺对头孢他啶降解的去除率分别比SBBR和Fe-SBBR高19.59%和17.64%。初步证明Fe-BES工艺具有同步降解水体内氨氮及头孢他啶的能力。2.Fe-SBBR和Fe-BES工艺的最佳铁离子投加量均为5 mg/L,BES工艺在电压为2.5 V时对污染物的降解性能最佳,Fe-BES工艺在2V时即达到最佳污染物降解效果。Fe-BES工艺处于最优条件时的氨氮去除率高达92.34%,总氮去除率为88.48%,头孢他啶降解率为84.29%,达到了同步高效降解水中氨氮及抗生素的效果。Fe-BES工艺适用于处理含有单一或多种抗生素的生活污水,处理效果明显优于其他单一处理工艺。3.亚铁离子对脱氮过程的促进作用主要有两方面原因:一方面是因为亚铁离子同时参与了硝化和反硝化作用,投加的亚铁离子可以作为电子供体将体系内硝酸盐氮还原为氮气,生成的三价铁又可以作为电子受体与反应器内的氨氮发生氧化还原反应将氨氮转化为亚硝态氮;另一方面是因为铁离子是微生物生长的必需元素,铁离子可有效改善控制硝化过程三种关键酶的活性。4.填料挂膜完成后微生物群落结构发生显着变化,铁离子的投加对生物体系的微生物多样性无显着影响,Fe-SBBR和SBBR工艺的优势菌均为拟杆菌、变形菌和放线菌,反应体系对污染物降解效果的差异是由于优势菌的数量和活性差异造成的。5.Fe-BES和BES工艺的微生物群落结构组成基本一致,当亚铁离子投加量为5 mg/L时,Fe-BES的微生物群落组成分布均匀,拟杆菌、放线菌、变形菌、Patescibacteria和绿湾菌等多种数量相当的微生物协同作用,达到最佳的污染物降解效果。此外,通过对不同工艺的微生物Beta多样性分析了解到相比外加电场,亚铁离子对微生物的群落结构影响更大。
麻微微[4]（2020）在《微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究》文中提出煤化工废水中含有多种难生物降解的有毒有害污染物,其中酚类物质是煤化工废水中典型的高浓度、高毒性的有机化合物,对污泥微生物的生长代谢具有显着抑制作用,严重影响煤化工废水生化处理单元的处理效果。因此,寻求高效可行的强化技术实现酚类污染物的高效去除,成为保证煤化工废水生化处理单元处理高效性以及运行稳定性的必要条件。研究立足于强化煤化工废水中酚类化合物的处理,构建微电解/生物耦合工艺,探究该耦合工艺强化酚类化合物去除的能力,揭示微电解与生物耦合体系强化酚类污染物去除的主要作用机制,并通过中试研究进一步探讨微电解/生物耦合工艺在煤化工废水生物处理工艺中的应用前景。通过Fe/C复合填料的理化性质和结构特征分析可知,该填料具有较高的铁碳比,其中Fe含量为69.03%,C含量为13.23%,并含有Ni、Cu、Al等多种金属催化元素;同时,该填料具有丰富的孔隙结构,铁与碳形成相互包容、相互嵌合的构成形式。Fe/C复合填料表现出良好的稳定性,反应过程中晶型结构无显着变化,经过酸洗60 min后再生率达到70%。通过中心复合设计-响应曲面法获得Fe/C复合填料微电解反应去除煤化工废水酚类化合物的最佳反应条件,即p H为6.50,Fe/C复合填料投加量为62.22 g/L,溶解氧浓度为0.47 mg/L。微电解/生物耦合反应器（MEBR）中COD和总酚的平均去除率分别达到86.51%和88.34%,显着高于单一微电解工艺和单一生物工艺的处理效果。由气相色谱-质谱（GC-MS）分析可知,MEBR工艺处理出水中酚类化合物的相对峰面积百分比由53.83%下降到6.75%。同时,出水的可生化性显着提高,相应BOD5/COD（B/C）值可达到0.46。由生物毒性分析结果可知,MEBR工艺有效降低煤化工废水的生物毒性,相应出水的急性毒性（TU值为1.12）与进水相比降低了约90.58%;酚类等极性有机化合物是煤化工废水中的主要致毒因子,这些污染物可通过引起嗜热四膜虫产生氧化应激反应而诱导嗜热四膜虫细胞的生物毒性效应。在微电解强化条件下,煤化工废水中4种特征酚类化合物（苯酚、4-甲基苯酚、间苯二酚和3,5-二甲基苯酚）的生物降解过程符合Andrews非竞争性底物抑制模型,相应的最大比降解速率分别为1.62 mg/g VSS/h、1.28 mg/g VSS/h、1.29 mg/g VSS/h和1.11 mg/g VSS/h,最佳底物浓度分别为87.68 mg/L、84.25mg/L、79.95 mg/L和80.67 mg/L,其最佳底物浓度比非强化条件下分别提高了51.24%、48.65%、39.75%和45.29%。可见,微电解的强化作用有效降低了酚类化合物生物降解的底物抑制影响。在MEBR体系中,Fe/C复合填料可通过吸附作用去除酚类化合物,其吸附过程符合Freundlich吸附等温模型,最大总酚吸附量为0.69 mg/g。另外,微电解反应产生的铁离子在碱性条件下可通过絮凝沉淀作用去除酚类化合物。同时,在MEBR体系中,微电解反应与生物降解之间存在相互协同作用。一方面,微电解反应释放的铁离子与污泥菌胶团结合,改善污泥的沉降性能,提高污泥生物活性以及结构稳定性;微电解作用促进多种酚类降解菌Acinetobacter（18.35%）、Comamonas（17.83%）和Pseudomonas（8.65%）成为优势菌属,并刺激铁还原细菌如Geothrix（3.08%）和电活性细菌如Geobacter（2.09%）等的生长,从而为酚类化合物的生物降解过程提供多种代谢途径。另一方面,MEBR工艺出水p H维持在6.8左右,铁离子溶出量约为17 mg/L,Fe/C复合填料保持良好的形态结构,说明生物作用能够缓解铁碳填料的钝化并维持微电解反应活性。煤化工废水中试工艺由微电解/生物反应池与A/O池组合而成,微电解/生物反应池稳定运行阶段的COD和总酚平均去除率分别为85.09%和87.24%,出水可生化性提高（B/C比为0.34）,生物毒性显着降低（TU为2.43）,运行过程中铁碳填料无明显板结与钝化现象,从而为后续A/O工艺提供良好的水质条件,有效降低了酚类等毒性物质对脱氮菌的抑制作用,使得A/O工艺启动阶段的氨氮和总氮去除率分别达到67.96%和58.08%,与无微电解/生物耦合工艺处理条件下相比分别提高了约29.57%和28.44%。另外,在该中试条件下铁碳填料的使用寿命约为5年,投加成本约为0.98元/吨水,与活性炭和零价铁等相比,具有填料成本低、运行管理简便等优势。因此,微电解/生物耦合工艺在实际煤化工废水处理中具有广阔的应用前景。
顾娴静[5]（2020）在《低浓度生化尾水处理挂膜方法及生物膜稳定性研究》文中进行了进一步梳理随着我国水资源短缺的加重、对水环境的要求提高,进行污水深度处理以实现再生回用,已成为迫切的现实需要。生物膜法是污水厂尾水深度处理的一种有效方法,而低浓度生化尾水的挂膜方法却鲜有研究。本文采用序批式生物膜法,探索研究不同挂膜方法（投加壳聚糖法、铁离子法、接种排泥法和自然挂膜法）的挂膜特性,考察不同生物载体（多面空心球、K1型悬浮填料、陶粒和火山岩）处理低浓度生化尾水的挂膜特性,分析进水浓度改变时生物膜的稳定性。主要研究结果如下:1)筛选适合在低浓度生化尾水条件下挂膜生长的填料作为后续实验的载体。选取多面空心球、K1型填料、陶粒和火山岩作为研究对象,从生物膜生长特征来看,多面空心球在挂膜前期的生物膜量增长最快、活性较高,且挂膜后期高于其他载体的生物膜量,多糖平均含量最大,说明其表面生物膜的紧密性最强,陶粒前期生物膜增长缓慢,后期显着提高但含量低于其他载体;从污水处理效果来看,多面空心球载体对水中污染物去除效果综合表现较好,CODCr、氨氮和TP的去除率最高可达67.24%、97.15%和68.25%,其次是K1型载体和火山岩。载体的水质指标和生物膜特征参数之间具有较强的相关性。因此,选择多面空心球作为后续实验载体。2)分析比较在低浓度尾水的条件下四种挂膜方法的优劣性。从生物膜生长特征来看,壳聚糖最有利于载体表面生物膜生物量与EPS在挂膜期间的迅速增加,其次是投加铁离子法,自然挂膜法所需时间长,挂膜后期生物膜增长幅度大;从污水处理效果来看,投加铁离子成膜过程中,污染物去除率趋于稳定所需时间少,且出水水质指标优于其他三种方法。综合比较认为,投加铁离子对低浓度尾水挂膜的促进作用最强。3)基于投加铁离子最有利于低浓度尾水条件下挂膜的结论,分析铁离子浓度与挂膜效果的相关性。2mg/L、7mg/L、12mg/L和17mg/L四种浓度的铁离子相比,加入2mg/L铁离子的反应器对CODCr和氨氮去除率最高,加入17mg/L的反应器对TP去除效果最好。铁离子含量与总磷去除率呈正相关性,与生物膜量、挥发性生物膜量、CODCr去除率、氨氮去除率、多糖、蛋白质和EPS呈负相关性。说明尽管铁元素是多数微生物生长的必需元素,但并不是含量越多越有益于生物膜微生物的增长及废水处理。4)分析进水浓度增加时生物膜的稳定性。有机物浓度增加导致各反应器出水污染物含量均有所增加,去除率也有所波动,其中投加铁离子和壳聚糖的反应器出水污染物浓度单位时间内波动相对较小。通过壳聚糖促进挂膜的载体多糖量和蛋白质含量最高,其次为含有铁离子的系统。5)分析进水浓度降低时生物膜的稳定性。进水污染物浓度降低后,四个系统内污染物去除率下降,但彼此差异不显着。采用接种排泥法和铁离子挂膜法的反应器出水水质单位时间内波动较小,投加铁离子的系统中,水质指标与生物膜参数的相关性较强,水质波动对其生物膜特性影响较大。
林芳妃[6]（2020）在《活性污泥法去除城市径流雨水有机污染物研究》文中研究表明近年来,海绵城市作为城市建设新理念逐渐走入大众视野,雨水利用成为一种新型探索领域,在确保城市排水防涝前提下,合理实现雨水在城市中储存--渗透--净化过程,有利于实现生态保护和资源合理利用。但不同地区雨水成分与有机物含量有很大差别,如果不经过相应处理,直接使用会造成很大程度的危害。本课题组为了解决雨水蓄存期间水质腐败问题,尝试利用活性污泥快速去除雨水COD和氨氮,探索适应雨水处理的活性污泥动力学参数及污泥性能指标。因为和普通生活污水相比,缺乏金属离子是雨水水质的主要特点,因此研究过程中同时探讨了在雨水中投加钙、镁、铁等金属离子后对活性污泥脱水性能的改善情况。采用序批式生物反应器（SBR）,主要研究指标有:污泥体积指数（SVI）、混合液悬浮固体浓度（MLSS）、混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）、COD去除率,氨氮去除率,污泥产率系数,污泥?值（MLVSS与MLSS之比值）,毛细吸收时间（CST）和微生物群落特征。同时研究用活性污泥法处理雨水冲厕模拟废水,并观察分析其与自来水冲厕废水在处理效果和污泥特性方面的差别;在用活性污泥快速去除纯雨水COD和氨氮实验中,通过改变动力学参数-污泥有机负荷驯化活性污泥,得到最佳负荷参数和污泥?值,即当?值为0.7,污泥负荷为0.3kgCOD/kgMLSS·d时,COD去除率达到96.4%,氨氮去除率为52.8%,出水COD最低可达到8.0mg/L,氨氮达到6.0mg/L。相比其他负荷参数,该负荷下活性污泥中生物量较大,适应反应时间要求短的雨水负荷,可快速去除雨水中有机污染物,其出水水质满足《城市污水再生利用城市杂用水水质》（GB/T18920-2002）的要求。为了改善活性污泥脱水性能指标CST（Capillary Sucion Time毛细吸水时间）,增强其沉降性能,在雨水中加入适量的钙、镁、铁金属离子后,CST值缩短,其次序为:CST雨水>CST钙离子>CST镁离子>CST铁离子,即铁离子相比可显着地缩短污泥毛细吸水时间,提高污泥沉降性能。从以上结果可以看出活性污泥法可以在较短的反应时间内有效去除雨水中的有机污染物,降低氨氮含量,通过补充金属元素有助于提高污泥的脱水沉降性能,降低污泥处置的负担。活性污泥法处理雨水冲厕模拟废水结果表明:自来水冲厕反应器活性污泥表观产率系数的范围在0.670.92kgMLVSS/kgCOD之间,雨水冲厕反应器在0.520.71kgMLVSS/kgCOD之间,雨水反应器中的SVI值维持在82mL/g左右,自来水SVI值在76mL/g左右,相差不大,均处于可控范围之内。镜检结果发现有大量的后生动物与成熟的菌胶团存在,说明雨水冲厕废水驯化的活性污泥与自来水组有着相似的污泥沉降性能与絮凝性能,不容易发生污泥膨胀现象。两种不同类型的冲厕废水均能实现较高的COD去除率,维持在84%左右;出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）中的二级排放标准。综上所述,无论是从污染物的去除能力角度出发、还是对污泥的各项性能指标来看,冲厕雨水反应器与自来水反应器处理能力相差无几,将雨水作为新的冲厕水来源以取代自来水不会影响到后期污水处理设施的稳定运行。通过Illumina Miseq测序技术,对四种雨水基活性污泥样本（纯雨水—R20、投加钙离子—CA20、投加镁离子—MG20、投加铁离子—FE20）及一种自来水基活性污泥对照样本—W20进行了微生物种群结构及功能基因预测分析,结果显示:雨水活性污泥样本Alpha多样性增加,投加钙、镁离子可以使得其微生物种群数（OTU）增加约5%8%;OTU维恩图显示,四种雨水基活性污泥样本种群（OTU）相似性达到了50%左右,普通活性污泥样本种群OTU数较少,其多样性也低,通过种群相似性距离热图分析得到相同的结论;门、纲、目、科、属水平群落结构分析显示,雨水活性污泥样本R20中浮霉菌门（Planctomycetes）占比超过60%,为各样本中最大丰度值,和该优势菌门对应,雨水基各样本中优势种分别为浮霉菌纲（Planctomycetacia）→Pirellulales（出芽菌目）、Planctomycetales（浮霉菌目）→Pirellulaceae（小梨形菌科）、Gemmataceae（出芽菌科）→Pirellula（小梨形菌属）、Gemmata（出芽菌属）;钙、镁、铁离子可促进变形菌门（Proteobacteria）→γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）及疣微菌门（Verrucomicrobia）→疣微菌纲（Verrucomicrobiae）→疣微菌目（Verrucomicrobiales）的丰度增加。结果表明,浮霉菌门微生物适应雨水水质并能发展成为优势种群,说明雨水培养驯化的活性污泥其菌群机构发生了适应性改变,适合降解雨水中来自煤和石油燃烧、植物排放等过程的脂肪烃、多环芳烃（PAH）等有机物;而投加钙、镁、铁金属离子则促进了变形菌门和疣微菌门中许多适应营养盐环境的种群丰度增加;样本功能基因Metabolism（新陈代谢）二级基因预测分析显示,其中Lipid Metabolism（脂类代谢）和Xenobiotics Biodegradation and Metabolism（外源性生物降解和代谢）基因在四个雨水基样本中平均丰度大于对照组活性污泥,差异值分别为0.42%和0.35%,具有显着性,应该和浮霉菌门细菌为优势菌有关。
张明爽[7]（2020）在《Fe3+对A2O工艺脱氮除磷的影响及其迁移转化规律的研究》文中研究指明A2O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工艺流程简单、运行管理方便、剩余污泥量少,已成为污水脱氮除磷的主流工艺,提高污泥的活性和生物絮凝性是提高脱氮除磷效率的关键。Fe是影响微生物生长代谢的重要元素,采矿、冶金、电镀、铁系絮凝剂等生产和使用过程中产生大量的含Fe3+废水,这些Fe3+进入污水处理厂会影响微生物的活性和污泥性质。本研究考察Fe3+浓度变化对污染物去除效率和污泥性质的影响,探究Fe3+在污泥系统中的形态分布及迁移转化规律,分析胞外聚合物（extracellular polymeric substances,EPS）组成结构和微生物群落结构的变化,为了进一步提高污泥絮凝性能,同时投加石墨颗粒和铁离子,明确石墨颗粒/Fe3+对污泥性能的影响。结果表明:低浓度的Fe3+（<10 mg·L-1）可以提高COD和TN去除率,增强微生物活性,高浓度的Fe3+（10-40 mg·L-1）则出现抑制。当Fe3+浓度为10 mg·L-1时,COD和TN去除率达到最大（分别为96%和89%）,厌氧区、缺氧区和好氧区的脱氢酶活性分别为35.83 mg·（L·h）-1、31.91 mg·（L·h）-1 和30.73 mg·（L·h）-1。随着 Fe3+浓度增加,TP 去除率提高,低浓度的Fe3+作用下生物作用和化学吸附共同除磷,高浓度的Fe3+作用下化学吸磷占主导地位。上清液中的Fe主要以Fe3+形式存在,紧密型EPS（tightly bound EPS,TB）中的Fe3+最多,溶解型（soluble microbial products,SMP）和松散型 EPS（loosely bound EPS,LB）中的Fe3+向TB层迁移,大部分Fe3+沉积在污泥中,并在微生物体内富集累积。低浓度的Fe3+可以提高污泥絮凝性,使污泥粒径增大,重絮凝（flocculation ability,FA）和Zeta电位升高。当Fe3+浓度为10 mg·L-1时,FA、Zeta电位和污泥粒径达到最大,此时各区域FA分别为48.7%、53%和49.2%,Zeta电位分别为-20.552 mV、-18.461 mV和-18.352 mV,污泥粒径分别为 40.32 μm、43.34 μm 和 39.72 μm。当 Fe3+浓度从 10 mg·L-1增加至40 mg·L-1时,各区域FA下降至26%、29%和32%,Zeta电位分别下降至-49.057 mV、-52.656 mV和-53.671 mV;EPS总量增加,SMP、LB和TB层的主要基团保持不变,氨基酸和类蛋白类有机物一直是EPS的主要成分。通过X射线衍射（X-ray diffraction,XRD）分析发现,污泥中主要存在Si02晶体,Fe3+以非结晶态形式存在。通过傅里叶变换红外光谱（fourier transform infrared spectroscopy,FTIR）和比表面积微孔分析仪分析可知,污泥的主要官能团始终保持不变,表面积增加,平均孔径减小,总孔体积变化较小。随着Fe3+浓度升高,群落丰富度和多样性下降,种群的优势菌门和优势菌属不变。厌氧区的Candidatus-A ccumulibacter、缺氧区的 Candidatus-Competibacter、Nitrospira 及好氧区的Terrimonas为耐Fe3+离子冲击的菌属。同时,利用PICRUSt分析菌群的代谢功能,厌氧区的K03413、缺氧区的K03088以及好氧区的K03832是高浓度Fe3+下的优势基因。在活性污泥系统中同时投加石墨颗粒和Fe3+,Fe3+会降低石墨颗粒的比表面积和颗粒表面负电荷,增加其孔径;但是,Fe3+不会改变石墨颗粒的晶体结构（主要存在SiC晶体）。石墨的导电性能促进了 Fe3+对污染物的降解和转化,并不影响污泥的主要基团（O—H、N—H、C—H、C=O、酰胺I、O—C—O和C—O）。石墨颗粒/Fe3+对生物絮凝和沉降性具有促进作用,与无石墨颗粒和Fe3+的污泥相比,粒径和FA分别提高20%与15%,Zeta电位从-63.9102 mV 增加到-53.8723 mV。
刘敏[8]（2020）在《纳米银的自然生成及其对SBR活性污泥系统稳定性的影响》文中研究指明近年来,随着人工纳米颗粒的广泛应用,人工纳米颗粒的环境污染问题越来越受到人们的重视。此外,自然界通过化学、物理等过程还会形成大量的天然纳米颗粒,并且这些天然纳米颗粒的生成量比人工纳米颗粒还要大几个数量级。其中,纳米银更是受到广泛应用,因此揭示纳米银在水环境中的形成和迁移转化过程对于研究纳米颗粒的环境行为具有重要的意义。与此同时,随着全球经济的发展,自然水体受石油污染的情况越来越严重,受到石油污染的水体需要通过废水处理后才可重新排放到自然环境中,并且环境中存在的大量纳米颗粒,其独特的物理化学属性可能给废水生物处理的效果带来难以预料的影响。本论文针对以上关键科学问题,首先以天然纳米银颗粒（Silver Nanoparticles,Ag NPs）为研究对象,芘（Pyrene,Py）作为典型石油污染物;分析了水质参数（腐殖酸浓度、p H值、温度）对Py-Ag NPs的影响,探讨了自然水体中Py-Ag NPs的反应动力学规律,建立了相应的动力学模型;测定Ag NPs对革兰氏阴性菌大肠杆菌和革兰氏阳性菌金黄色葡萄球菌的毒性;其次,将天然纳米颗粒Ag NPs和典型人工纳米颗粒Zn O投入典型污水处理反应器中,探讨纳米颗粒对序批式活性污泥反应器（Squencing Batch Reactor,SBR）处理效能的影响。结果如下:（1）在模拟自然光条件下,探讨Ag NPs的生成规律。发现Py可以促进天然Ag NPs的生成;腐殖酸也会促进天然Ag NPs的生成,但是当腐殖酸和Py同时存在时,天然Ag NPs的生成速率比二者单独存在时的生成速率要低。（2）以Py作为天然水体中典型的石油污染物,发现在5～15mg/L浓度范围内,腐殖酸的含量与Ag NPs的生成速率成正相关;在p H值5～9的范围内,天然Ag NPs的生成速率随着p H值升高而增加;在25～90°C的范围内,Ag NPs的生成速率随着温度升高而加快;采用电感耦合等离子体光谱测量了反应中银离子的浓度变化,发现不添加Py时,Ag NPs的生成量是3.78μmol/L,而Py存在的时候,Ag NPs的生成量是3.17μmol/L。金属阳离子（如钠离子、钾离子、镁离子和钙离子）会影响Ag NPs的沉淀速度。使用高效液相色谱测定了反应过程Py含量的变化。探讨Ag NPs对革兰氏阴性菌（大肠杆菌）和革兰氏阳性菌（金黄色葡萄球菌）的抑菌情况。（3）将不同浓度的Ag NPs和纳米Zn O投入到SBR反应器中,以亚甲基蓝（Methylene Blue,MB）为SBR反应器的目标污染物,探讨纳米颗粒对SBR处理效能的影响。从活性污泥中筛选了两株典型菌株（L1和L2）,研究了纳米颗粒对细菌细胞中活性氧（Reactive Oxygen Species,ROS）浓度的变化情况,发现细菌细胞中ROS的值会随时间的延长而升高。
张凯[9]（2020）在《废水中铁离子浓度对活性污泥产量的影响研究》文中提出近年来,围绕自然资源短缺、全球变暖、水生环境污染严重等热点问题,世界上许多国家已经停止将污水处理厂的剩余污泥作为废弃物来进行处置,如何将污泥减量化处理已成为全球重点关注的环境问题。污泥产率系数是污泥减量化过程中一个重要指数,是衡量生物处理系统中剩余污泥量大小的关键指标,其本质是活性污泥中微生物转化有机物（COD）成为自身质量的比率。作为微生物细胞中的酶激活剂,金属元素在微生物的生长和代谢中起着至关重要的作用。大量研究表明,污泥产率系数的增加可能与金属离子的含量有关,如果可以找到两者之间的关系,则可以通过改变进水中金属离子含量来控制污泥产率系数,从而达到污泥减量化的目的。因此,本文以序批式反应器（SBR）处理系统为基础,研究了进水中不同浓度Fe3+对活性污泥特性、污泥表观产率系数(Yobs)、胞外聚合物及污泥脱水性能的影响,同时分析探讨了微生物群落结构与优势菌群的变化情况,以期为进一步研究污泥减量化和剩余污泥脱水处理提供理论依据。结果表明,Fe3+的浓度在0.0270mg/L的范围内,活性污泥具有较好的沉降性;当Fe3+的浓度大于80mg/L时,SV30和SVI开始上升,活性污泥发生粘性膨胀,沉降性能变差;Fe3+对活性污泥的增殖作用区间为1030mg/L,MLSS及VMLSS（污泥增长速率）、MLVSS及VMLVSS（挥发性污泥生长速率）在此范围内呈上升趋势。Fe3+浓度为30mg/L时,COD平均去除率为87.8%,Yobs达到最大值,为0.90 mgMLVSS/mgCOD,微生物自身的增殖速率最大,会导致最大污泥产量;Fe3+作用下活性污泥对COD的去除可能存在两种机理:Fe3+含量较小时,微生物的降解作用占主导,随着Fe3+的继续增加,Fe3+的絮凝和吸附作用发挥主要作用,整个过程中COD平均去除率为85±6%左右,没有较大浮动。Fe3+作用下,多糖是决定活性污泥EPS（胞外聚合物）含量的优势成分,Fe3+在0.0240mg/L范围内,多糖含量小,EPS分泌少,污泥的脱水性能较好;统计分析同时表明,多糖与CST（污泥毛细脱水时间）的正相关性比蛋白质更显着,多糖的含量直接影响污泥的脱水性,含量越多,污泥脱水性能越差。综合考虑各方面因素,控制Fe3+浓度小于30 mg/L,则可以避开最大污泥产量和污泥活性抑制区间,达到较大COD去除率和较小污泥产量的目的,同时EPS分泌较少,多糖含量低,活性污泥具有较好的污泥脱水性能。分别选取进水中Fe3+浓度为0.02mg/L、10mg/L、30mg/L、70mg/L、80mg/L的五组活性污泥样品,采用高通量测序方法研究分析了不同Fe3+浓度下微生物群落结构与优势菌群的变化。结果显示,微生物种群（OTU）丰度随着Fe3+浓度的增加而逐渐减少;30mg/L的Fe3+作用下活性污泥微生物菌群均匀度和多样性较高,而浓度为70mg/L和80mg/L的Fe3+会对活性污泥产生抑制作用,致使微生物种群丰度和多样性的降低。微生物群落结构分析显示,在门水平上,Patescibacteria对Fe3+的耐受能力很强,Fe3+浓度为70mg/L、80mg/L时仍能保持较大优势,相对丰度达到78.7%;Planctomycetes（浮霉菌门）相对丰度在Fe3+浓度0.02～30mg/L的范围内其优势性基本稳定,维持在27.2～28.6%之间,但在Fe3+为70mg/L、80mg/L高浓度时被严重抑制,相对丰度低至1.7%;Proteobacteria（变形菌门）的相对丰度随着Fe3+浓度的增加从20.4%下降至11.6%,说明其优势性会被逐渐抑制。在纲水平上,Fe3+可以持续刺激属于Patescibacteria门上的Saccharimonadia的增长,使其相对丰度由26.8%增加到78.7%;Planctomycetacia（浮霉菌纲）则与Planctomycetes（浮霉菌门）变化趋势相同,即在Fe3+高浓度被严重抑制,Fe3+为80mg/L时其相对丰度降至1.5%;Fe3+对Alphaproteobacteria（α-变形菌纲）和对Proteobacteria（变形菌门）的影响一致,具有抑制作用,在Fe3+浓度由0.02增加到30mg/L时,Alphaproteobacteria（α-变形菌纲）相对丰度减少了60%。在属水平上,Bradyrhizobium（慢生根瘤菌属）和Brevifollis对Fe3+表现出较高的耐受性,最高Fe3+浓度80mg/L时,仍然分别有5.7%、3.6%的丰度;属于浮霉菌门的Pirellul（小梨形菌属）、和Gemmata（出芽菌属）在30mg/L Fe3+浓度时丰度达到7.5%和3.6%,但在较高的Fe3+浓度80mg/L时被较大程度地抑制,丰度仅有0.29%、0.27%。可以确定的是,在30mg/L的Fe3+作用下,Planctomycetes（浮霉菌门）→Planctomycetacia（浮霉菌纲）→Pirellul（小梨形菌属）和Gemmata（出芽菌属）,即该门水平及对应分类的纲、属水平微生物能够在此浓度作用下保持最大优势,这可能就是30mg/L Fe3+浓度下活性污泥产率系数最大的原因。
王锐[10]（2020）在《印染废水循环利用污染物富集规律与控制技术研究》文中认为我国每年产生巨量印染废水,印染行业废水处理仍以达标排放为主。值得注意的是,印染废水再生与循环利用正逐渐形成规模。然而,废水循环利用过程中必然存在污染物富集现象,仅仅采用传统混合处理模式和再生技术,难以使企业水重复利用率稳定满足《印染行业规范条件（2017版）》规定的大于40%这一要求。为提高印染企业水重复利用率,进行了污染物富集规律、富集污染物对活性污泥微生物群落功能抑制机理及富集污染物的控制技术研究,构建了印染废水可持续循环利用模式。论文的主要研究内容及主要成果如下:（1）通过印染废水循环利用试验研究,明确了印染废水中富集污染物种类及富集规律,探明了富集污染物对活性污泥微生物功能的影响机理。印染废水循环利用时富集有机物主要由4类物质组成,分别为脂肪醇聚氧乙烯醚、挥发性脂肪酸盐、可溶性微生物代谢产物和染料与助剂中间体。富集的无机离子以钠、氯和硫酸根离子为主。对照实验结果表明,富集污染物中无机离子对微生物功能抑制作用有限,与之相比有机物的富集对活性污泥系统优先产生抑制作用。GC/MS和基于约束距离的冗余分析（db-RDA）表明,染料中间体是导致活性污泥系统功能受到抑制的关键有机物。代谢组学分析显示4个代谢通路受到抑制作用最为显着,分别为苯丙氨酸代谢、酮体合成与降解、丁酸代谢和丙酮酸代谢。feaB、DDC和E2.3.3.10等酶对应的基因下调而导致的酚和萘富集,是活性污泥系统功能受到抑制的主要原因。（2）臭氧气浮技术能有效控制印染废水循环利用初期有机物的富集现象。与传统气浮控制相比,臭氧气浮控制条件下活性污泥系统微生物活性保持时间增大了1.5倍。二级处理水COD、UV254、类芳香蛋白、类色氨酸和蛋白质等有机物指标上升速率分别为1.4mgCOD/L?d,0.018cm-1/d,11.1R.U/d,4.4R.U/d和0.213mg/L?d,比传统气浮控制条件下分别降低了58.6%、53.8%、93.1%、89.1%和25.8%。臭氧气浮对二级处理水中羰基碳和羧基碳的去除较彻底,臭氧气浮出水中苯环碳占比逐渐升高,脂肪碳占比逐渐下降。臭氧气浮有效控制有机物富集的条件下,离子浓度低于5g/L时对微生物功能无显着影响;当离子浓度超过5g/L时,无机离子浓度持续渐增会逐渐抑制活性污泥系统生物功能。宏基因组分析表明,富集离子逐步间断聚糖生物合成与代谢通路、外源生物降解与代谢通路和脂肪代谢通路。乙醛/丁二酸半醛还原酶、醛脱氢酶和hisM酶活性受到无机离子的抑制影响最显着,对应基因数分别下降了69.4%、92.3%和96%。与富集有机物对生物系统的快速抑制作用不同,富集的无机离子对生物系统的抑制呈现慢速抑制的特点。（3）针对无机离子富集规律开发了富集无机离子调控的旁路RO膜分离处理技术,为印染废水循环利用系统稳定运行提供了技术保障。臭氧气浮和旁路膜RO技术相结合,系统出水COD长期保持在50mg/L以下,有机物官能团比例趋于稳定,消除了离子富集现象,提升印染废水重复利用率的同时保证了回用水水质安全。（4）运用水质矩阵理论归一化得到了不同印染工序排水的处理特性,构建了印染废水“分质处理与按质循序利用”的新模式。将印染废水按水质及处理特性分为特种废水、高浓度废水和低浓度废水分类收集、分别处理。特种废水和高浓度废水处理达标排放为目标。低浓度废水处理以回用为目标,生产一般再生水和优质再生水,根据用水要求按质循序多级回用至不同印染工序。该模式的构建为提升印染企业水重复利用率奠定了模式基础。（5）本课题开发的技术应用到印染废水循环利用实际工程,长期运行结果表明,再生水感官指标（色度、透明度和SS）、有机物指标（COD）和盐分指标（TDS、铁和锰）均能稳定达到《纺织染整工业回用水水质标准》（FZ/T01107-2011）的限值要求。将循环利用工程处理出水直接回用于生产,其染色效果与工业给水无显着区别。本论文的研究能有效提升印染废水的循环利用效率,保证了企业的产能增长,为印染废水的可持续循环利用提供了技术范例。
二、铁离子对活性污泥的影响（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、铁离子对活性污泥的影响（论文提纲范文）
（1）低碳氮比废水外加铁源的脱氮性能及微生物多样性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景与意义 |
| 1.2.1 研究背景 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 生物脱氮概述 |
| 1.3.1 传统生物脱氮 |
| 1.3.2 新型生物脱氮 |
| 1.4 铁对生物污水处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对活性污泥中酶活性的影响 |
| 1.4.2 铁对微生物电子传递的影响 |
| 1.4.3 铁对活性污泥中胞外聚合物(EPS)的影响 |
| 1.4.4 铁对微生物群落结构的影响 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验用水与接种污泥 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.2 试验运行装置 |
| 2.3 分析项目与检测方法 |
| 2.3.1 常规水质分析方法 |
| 2.3.2 ETS的提取与测定 |
| 2.3.3 EPS的提取与测定 |
| 2.4 分子生物学方法 |
| 2.4.1 高通量测序 |
| 2.4.2 荧光定量PCR |
| 第三章 外加铁源对生物脱氮效能及ETS的影响 |
| 3.1 试验方案设计 |
| 3.2 低碳氮比外加铁源对SBR系统脱氮性能的影响 |
| 3.2.1 对有机物去除影响 |
| 3.2.2 对氨氮去除影响 |
| 3.2.3 对出水TN去除影响 |
| 3.3 低碳氮比外加铁源对SBR系统ETS活性的影响 |
| 3.4 低碳氮比外加铁源对活性污泥系统中MLSS的影响 |
| 3.5 低碳氮比外加铁源对SBR系统EPS以及组分的影响 |
| 3.6 SBR典型周期内COD、氮的变化规律 |
| 3.7 活性污泥动力学分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 外加铁源对微生物群落结构及多样性的影响 |
| 4.1 试验方案设计 |
| 4.2 对微生物多样性及丰富度分析 |
| 4.2.1 微生物OTU划分 |
| 4.2.2 多样性指数分析 |
| 4.2.3 微生物物种累积曲线分析 |
| 4.2.4 微生物等级聚类曲线分析 |
| 4.3 对微生物群落结构分析 |
| 4.3.1 门水平群落结构特征分析 |
| 4.3.2 纲水平群落结构特征分析 |
| 4.3.3 目水平群落结构特征分析 |
| 4.3.4 科水平群落结构特征分析 |
| 4.3.5 属水平群落结构特征分析 |
| 4.4 对微生物群落结构组成相似性与差异特征分析 |
| 4.4.1 基于主成分PAC分析 |
| 4.4.2 基于Lefse分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 外加铁源对脱氮功能基因的分析 |
| 5.1 试验方案设计 |
| 5.2 反应器内脱氮功能基因的变化 |
| 5.3 外加铁源对活性污泥脱氮机理的探究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介以及读研期间主要科研成果 |
（2）金属离子与磺胺嘧啶抗生素对全程自养脱氮（CANON）系统的效能影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 磺胺类抗生素生产废水概述 |
| 1.1.1 磺胺类抗生素 |
| 1.1.2 磺胺类抗生素生产废水的水质特点及危害 |
| 1.1.3 磺胺嘧啶生产废水脱氮的现状 |
| 1.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.2.1 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.2.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺的功能微生物 |
| 1.2.3 短程硝化-厌氧氨氧化工艺的影响因素 |
| 1.2.4 短程硝化-厌氧氨氧化工艺的应用 |
| 1.3 金属离子的影响 |
| 1.3.1 金属离子的生物学功能和毒性 |
| 1.3.2 金属离子对短程硝化-厌氧氨氧化系统的作用 |
| 1.4 抗生素的影响 |
| 1.4.1 抗生素对废水处理过程产生的影响 |
| 1.4.2 磺胺类抗生素的影响及生物降解 |
| 1.5 选题依据,主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验用水与检测方法 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 检测方法 |
| 2.2 功能基因及抗药基因检测 |
| 2.2.1 DNA、RNA的提取及RNA的反转录 |
| 2.2.2 聚合酶链式反应(Polymerase Chain Reaction,PCR) |
| 2.2.3 实时定量PCR |
| 2.3 16S高通量微生物多样性测序 |
| 2.3.1 PCR扩增与荧光定量 |
| 2.3.2 Illumina平台文库构建及测序 |
| 2.3.3 数据优化与统计 |
| 2.3.4 OTU聚类及Taxonomy分类学分析 |
| 2.4 数据及统计分析 |
| 3 典型单一金属离子对CANON系统脱氮性能影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 接种污泥 |
| 3.1.2 上流式连续流反应器 |
| 3.1.3 批次试验装置 |
| 3.1.4 长期影响试验 |
| 3.2 典型单一金属离子对CANON系统脱氮效率的影响 |
| 3.2.1 短期影响 |
| 3.2.2 长期影响 |
| 3.2.3 功能微生物活性的变化 |
| 3.2.4 化学计量比的变化 |
| 3.3 金属离子的浓度变化 |
| 3.4 胞外聚合物的变化 |
| 3.5 微生物群落结构组成及丰度的变化 |
| 3.6 金属离子对CANON系统的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 复合金属离子对CANON系统脱氮性能影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 参数选取 |
| 4.1.2 响应面模型设计 |
| 4.1.3 响应模型试验方法 |
| 4.1.4 复合金属离子作用模型拟合和统计分析 |
| 4.2 复合金属离子对CANON系统脱氮负荷的影响 |
| 4.2.1 运行参数 |
| 4.2.2 复合金属离子对CANON系统脱氮效率的影响 |
| 4.3 金属离子的浓度变化 |
| 4.4 CANON系统中群落结构的变化 |
| 4.5 CANON系统中功能微生物丰度的变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 典型金属离子对CANON系统脱氮性能影响的模型预测 |
| 5.1 单一金属离子影响下CANON系统功能菌种活性变化模型 |
| 5.1.1 模型建立 |
| 5.1.2 参数计算 |
| 5.1.3 模型验证 |
| 5.2 复合金属离子影响下CANON系统功能菌种活性变化模型 |
| 5.2.1 模型建立 |
| 5.2.2 参数计算 |
| 5.2.3 模型验证 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 磺胺嘧啶对CANON系统脱氮性能影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 接种污泥 |
| 6.1.2 移动床生物反应器(MBBR) |
| 6.1.3 运行参数 |
| 6.2 磺胺嘧啶对CANON系统的影响 |
| 6.2.1 磺胺嘧啶对CANON系统处理脱氮性能影响 |
| 6.2.2 磺胺嘧啶在CANON系统中的降解规律 |
| 6.3 磺胺嘧啶作用下CANON系统群落结构的变化 |
| 6.4 CANON系统中功能基因的变化 |
| 6.5 CANON系统中抗药基因的产生及转化 |
| 6.6 CANON处理前后含磺胺嘧啶废水的毒性作用 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（3）亚铁离子强化电极-SBBR工艺同步降解水中氨氮及头孢菌素的影响研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 抗生素污染简介 |
| 1.2 水中抗生素生物处理技术及处理现状 |
| 1.2.1 传统生物技术 |
| 1.2.2 生物电化学技术 |
| 1.3 废水生物脱氮技术研究进展 |
| 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 铁强化生物脱氮技术研究进展 |
| 1.4 课题研究的目的和意义 |
| 1.5 课题主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验药品及仪器设备 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 仪器设备 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 SBBR反应装置 |
| 2.2.2 电极-SBBR (BES)反应装置 |
| 2.2.3 体系运行条件 |
| 2.3 模拟生活污水组成 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 常规指标测定方法 |
| 2.4.2 头孢菌素类抗生素浓度测定 |
| 2.4.3 扫描电镜观察 |
| 第三章 填料的选择及不同处理工艺微生物的驯化 |
| 3.1 污泥接种 |
| 3.2 填料的选择 |
| 3.3 不同处理工艺微生物的驯化培养 |
| 3.3.1 驯化期COD的变化 |
| 3.3.2 驯化期氨氮和总氮的变化 |
| 3.3.3 驯化期头孢他啶去除率的变化 |
| 3.3.4 驯化期生物相的观察 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 亚铁离子及外加电压对不同工艺出水水质的影响 |
| 4.1 亚铁离子投加量的优化 |
| 4.1.1 亚铁离子浓度对Fe-SBBR/BES工艺处理效果的影响 |
| 4.1.2 亚铁离子浓度对Fe-SBBR/BES工艺氨氮及总氮处理效果的影响 |
| 4.1.3 亚铁离子浓度对Fe-SBBR/BES工艺头孢他啶处理效果的影响 |
| 4.1.4 最优投加量下反应动力学的研究 |
| 4.1.5 出水铁离子浓度变化 |
| 4.2 亚铁离子脱氮机理分析 |
| 4.3 外加电场强度的优化 |
| 4.3.1 电场强度对常规水质处理效果的影响 |
| 4.3.2 电场强度对BES/Fe-BES工艺头孢他啶处理效果的影响 |
| 4.4 多种头孢菌素类抗生素的去除分析 |
| 4.4.1 混合抗生素环境的构建 |
| 4.4.2 混合抗生素环境常规水质的监测 |
| 4.4.3 多种头孢菌素的降解效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 不同处理工艺的微生物群落演替分析 |
| 5.1 Fe-SBBR反应器微生物群落结构演替分析 |
| 5.1.1 微生物多样性分析 |
| 5.1.2 Rarefaction曲线分析 |
| 5.1.3 Venn图分析 |
| 5.1.4 微生物群落Bar图分析 |
| 5.1.5 微生物群落Heatmap图分析 |
| 5.2 Fe-BES反应器微生物群落结构演替分析 |
| 5.2.1 微生物多样性分析 |
| 5.2.2 Rarefaction曲线分析 |
| 5.2.3 Veen图分析 |
| 5.2.4 微生物群落Bar图分析 |
| 5.2.5 微生物群落Heatmap图分析 |
| 5.3 不同处理工艺微生物群落差异分析 |
| 5.3.1 不同处理工艺Beta多样性分析 |
| 5.3.2 不同工艺间物种差异分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论及建议 |
| 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 |
| 作者介绍及导师介绍 |
| 硕士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（4）微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 煤化工废水的来源与特点 |
| 1.1.2 煤化工废水处理研究现状 |
| 1.1.3 煤化工废水的生物毒性研究 |
| 1.1.4 煤化工废水处理存在的问题与难点 |
| 1.2 酚类污染物处理的研究现状 |
| 1.2.1 酚类污染物处理工艺研究现状 |
| 1.2.2 酚类化合物生物降解机制 |
| 1.3 微电解技术的研究进展 |
| 1.3.1 微电解技术的发展 |
| 1.3.2 微电解的机理 |
| 1.3.3 微电解反应的影响因素 |
| 1.3.4 微电解技术的优缺点 |
| 1.4 微电解与生物耦合工艺的研究进展 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.6 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 微电解处理酚类化合物的静态试验 |
| 2.2.2 微电解耦合生物反应装置与运行条件 |
| 2.2.3 煤化工废水生物毒性检测试验 |
| 2.2.4 单一酚类化合物生物降解的静态试验 |
| 2.2.5 微电解/生物-A/O组合工艺处理煤化工废水的中试试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 铁碳填料和活性污泥的表征方法 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.4 遗传毒性测定 |
| 2.3.5 活性氧自由基的检测 |
| 2.3.6 16SrDNA高通量测序方法 |
| 第3章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水酚类物质的效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁碳微电解填料的性能表征 |
| 3.2.1 铁碳填料的理化性质 |
| 3.2.2 铁碳填料的表面官能团组成 |
| 3.2.3 铁碳填料的表面形态特点 |
| 3.3 铁碳填料的稳定性和再生性 |
| 3.3.1 铁碳填料的稳定性 |
| 3.3.2 铁碳填料的再生性 |
| 3.4 微电解处理酚类化合物的影响因素 |
| 3.4.1 铁碳填料性质对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.2 溶解氧浓度对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.3 pH值对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.4 铁碳填料投加量对总酚去除效果的影响 |
| 3.4.5 各因素对微电解反应的综合影响 |
| 3.5 微电解/生物耦合工艺的处理效果 |
| 3.5.1 COD和总酚的去除效果 |
| 3.5.2 有机化合物组成变化 |
| 3.5.3 出水可生化特性 |
| 3.6 微电解/生物耦合工艺的生物毒性削减研究 |
| 3.6.1 生物毒性分析 |
| 3.6.2 煤化工废水不同组分的毒性特点 |
| 3.6.3 水质特点与生物毒性的相关性 |
| 3.7 微电解对特征酚类化合物生物降解性能的影响 |
| 3.7.1 非微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.7.2 微电解强化条件下特征酚类化合物的生物降解特性 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 微电解/生物体系强化酚类物质去除的作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁碳填料的吸附作用 |
| 4.3 新生态铁离子的絮凝沉淀作用 |
| 4.4 微电解对活性污泥性能的影响 |
| 4.4.1 活性污泥中铁元素的存在形式 |
| 4.4.2 污泥浓度与沉降性能 |
| 4.4.3 污泥胞外聚合物含量与组成 |
| 4.4.4 活性污泥形态结构特点 |
| 4.5 微电解对微生物群落结构的影响 |
| 4.5.1 微生物群落的多样性 |
| 4.5.2 微生物群落结构特点 |
| 4.5.3 微生物群落结构与环境因子相关性分析 |
| 4.6 生物作用对微电解反应的影响 |
| 4.6.1 铁碳复合填料表面形态变化 |
| 4.6.2 出水pH变化 |
| 4.6.3 铁离子溶出量变化 |
| 4.7 微电解与生物的协同作用机制 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 微电解/生物耦合工艺处理煤化工废水的中试研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微电解/生物反应池启动运行阶段的处理效果 |
| 5.2.1 污泥的培养与驯化 |
| 5.2.2 COD的去除效果 |
| 5.2.3 总酚的去除效果 |
| 5.3 微电解/生物反应池运行条件调控 |
| 5.3.1 铁碳填料填充量对处理效果的影响 |
| 5.3.2 水力停留时间对处理效果的影响 |
| 5.3.3 进水冲击负荷冲对处理效果的影响 |
| 5.4 微电解/生物反应池稳定运行阶段的处理效果 |
| 5.4.1 COD和总酚的去除效果 |
| 5.4.2 出水可生化性与生物毒性 |
| 5.4.3 铁碳填料的性能分析 |
| 5.5 微电解/生物反应池对后续A/O工艺运行的影响 |
| 5.5.1 A/O池启动阶段COD和总酚的去除效果 |
| 5.5.2 A/O池启动阶段氨氮和总氮的去除效果 |
| 5.5.3 A/O池稳定阶段的处理效果 |
| 5.6 铁碳填料投加成本评估 |
| 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 |
（5）低浓度生化尾水处理挂膜方法及生物膜稳定性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 低浓度污水 |
| 1.1.1 低浓度污水来源与特征 |
| 1.1.2 低浓度污水处理 |
| 1.2 生物膜法挂膜及特性研究 |
| 1.2.1 污水处理生物膜法特点 |
| 1.2.2 挂膜方法 |
| 1.2.3 挂膜过程 |
| 1.2.4 挂膜影响因素 |
| 1.2.5 挂膜成熟标志 |
| 1.2.6 生物膜特征 |
| 1.3 低浓度污水生物膜法处理研究 |
| 1.3.1 研究现状 |
| 1.3.2 存在的不足与发展趋势 |
| 1.4 课题研究的目的和意义 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与运行管理 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 研究过程 |
| 2.2 分析指标测定方法 |
| 2.2.1 水质指标分析 |
| 2.2.2 生物膜指标分析 |
| 2.3 试验仪器与药品 |
| 2.3.1 试验仪器 |
| 2.3.2 试验药品 |
| 2.4 数据统计与分析方法 |
| 3 低浓度污水载体生物膜特征及处理效果 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 不同生物载体生物膜特征分析 |
| 3.2.1 载体生物膜形貌 |
| 3.2.2 生物膜量 |
| 3.2.3 载体生物膜EPS组成 |
| 3.2.4 载体生物膜量活性 |
| 3.3 不同生物载体污染物去除效果 |
| 3.3.1 COD_(Cr)去除效果 |
| 3.3.2 氨氮去除效果 |
| 3.3.3 TP去除效果 |
| 3.4 生物膜特性与水处理效果相关性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同挂膜方法对生物膜特征与水处理效果影响 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 不同方法挂膜启动生物膜指标分析 |
| 4.2.1 生物膜量 |
| 4.2.2 生物膜EPS组成 |
| 4.2.3 生物活性f值 |
| 4.3 挂膜方法对污染物去除影响 |
| 4.4 铁离子含量对挂膜的影响 |
| 4.4.1 生物膜量 |
| 4.4.2 生物膜EPS组成 |
| 4.4.3 生物活性f值 |
| 4.4.4 铁离子含量对水质指标的影响 |
| 4.4.5 铁离子含量与水质指标和生物膜特征的相关性 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 主要工艺参数对生物膜稳定性影响研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 进水有机物浓度对载体生物膜稳定性的影响 |
| 5.2.1 进水有机物浓度增加对载体生物膜特征和出水指标的稳定性作用 |
| 5.2.2 进水有机物浓度降低对载体生物膜特性的动态变化 |
| 5.3 进水水质变化对生物膜特性稳定性分析 |
| 5.3.1 进水有机物增加与生物膜特性相关性分析 |
| 5.3.2 进水有机物降低与生物膜特性相关性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（6）活性污泥法去除城市径流雨水有机污染物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市径流雨水的概述 |
| 1.1.1 城市径流雨水的主要来源 |
| 1.1.2 城市径流雨水回用的主要处理工艺 |
| 1.1.3 海绵城市背景下径流雨水对地下水水位和水质的影响 |
| 1.1.4 雨水冲厕技术的应用 |
| 1.1.5 城市径流雨水回用存在的主要问题与意义 |
| 1.2 活性污泥法概述 |
| 1.3 SBR工艺处理废水的应用及机理 |
| 1.3.1 SBR工艺污泥常规指标 |
| 1.3.2 胞外聚合物(EPS) |
| 1.3.3 金属离子对活性污泥的影响 |
| 1.4 高通量测序技术在微生物群落多样化性中的应用 |
| 1.4.1 高通量基因组测序技术原理 |
| 1.4.2 高通量测序的优势 |
| 1.4.3 高通量测序技术在活性污泥微生物群落研究中的应用 |
| 1.5 本文的研究目标、研究内容和拟解决关键性问题和创新点 |
| 1.5.1 本文研究目标 |
| 1.5.2 本文主要研究内容 |
| 1.5.3 本文的创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 活性污泥 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验设计 |
| 2.1.4 实验药品 |
| 2.1.5 技术路线 |
| 2.2 实验参数的测试方式方法及主要仪器 |
| 2.3 实验检测项目及方法 |
| 2.3.1 MLSS的测定 |
| 2.3.2 MLVSS的测定 |
| 2.3.3 SVI的测定 |
| 2.3.4 COD的测定方法 |
| 2.3.5 △MLSS的测定方法 |
| 2.3.6 Yobs的测定方法 |
| 2.3.7 氨氮的测定方法 |
| 2.3.8 高通量测序方法 |
| 2.3.9 毛细吸收时间(CST)的测定 |
| 2.4 实验装置 |
| 第3章 活性污泥快速去除纯雨水有机物研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 反应装置 |
| 3.2.2 实验用水 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 活性污泥?值及其对雨水COD去除率的影响 |
| 3.3.2 活性污泥反应器对雨水氨氮的去除效果 |
| 3.3.3 雨水对活性污泥CST的影响 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 雨水冲厕废水对活性污泥系统处理效果及影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.3 雨水冲厕模拟废水及自来水冲厕模拟废水的配制 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 活性污泥表观产率系数Y_(obs)的研究 |
| 4.4.2 活性污泥体系中COD去除率的研究 |
| 4.4.3 活性污泥体系中SVI的研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 活性污泥对处理雨水中微生物群落研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 样本表 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 微生物种群多样性—Alpha多样性指数 |
| 5.3.2 微生物种群组间差异—OTU维恩图 |
| 5.3.3 物种群落结构 |
| 5.3.4 样本微生物种群结构相似性距离热图 |
| 5.3.5 样本微生物功能基因统计 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（7）Fe3+对A2O工艺脱氮除磷的影响及其迁移转化规律的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题研究背景 |
| 1.3 A~2O脱氮除磷工艺 |
| 1.3.1 A~2O脱氮原理 |
| 1.3.2 A~2O除磷原理 |
| 1.3.3 A~2O脱氮除磷影响因素 |
| 1.4 金属离子对脱氮除磷的影响 |
| 1.4.1 金属离子对污泥活性的影响 |
| 1.4.2 金属离子对脱氮除磷效率的影响 |
| 1.4.3 金属离子在污泥系统中的分布规律 |
| 1.5 金属离子对EPS和污泥性质的影响 |
| 1.5.1 金属离子对EPS组成和结构的影响 |
| 1.5.2 金属离子对污泥絮凝的影响 |
| 1.5.3 金属离子对污泥结构的影响 |
| 1.6 金属离子对微生物群落结构的影响 |
| 1.6.1 微生物群落多样性和差异性 |
| 1.6.2 微生物优势菌群 |
| 1.7 课题研究的目的和意义 |
| 1.8 课题的主要研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验用水和接种污泥 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 水质指标分析 |
| 2.3.2 污泥性质测定 |
| 2.4 生物活性测定 |
| 2.5 EPS提取及分析 |
| 2.6 Pellet中不同赋存形态铁测定 |
| 2.7 微生物群落分析 |
| 2.8 石墨颗粒/Fe~(~(3+))批式试验 |
| 第3章 Fe~(~(3+))对脱氮除磷效率和污泥性质的影响 |
| 3.1 Fe~(~(3+))对脱氮除磷效率的影响 |
| 3.1.1 Fe~(~(3+))对COD和TN去除率的影响 |
| 3.1.2 Fe~(~(3+))对TP去除率的影响 |
| 3.2 Fe~(~(3+))在污泥混合液中的分布规律 |
| 3.2.1 Fe~(~(3+))在上清液中的浓度 |
| 3.2.2 Fe~(~(3+))在EPS中的分布 |
| 3.2.3 Fe~(~(3+))对Pellet中Fe赋存形态的影响 |
| 3.3 Fe~(~(3+))对EPS的影响 |
| 3.3.1 Fe~(~(3+))对EPS组成含量的影响 |
| 3.3.2 Fe~(~(3+))对EPS结构的影响 |
| 3.3.3 Fe~(~(3+))对EPS有机物种类的影响 |
| 3.4 Fe~(~(3+))对污泥性质的影响 |
| 3.4.1 Fe~(~(3+))对污泥絮凝的影响 |
| 3.4.2 Fe~(~(3+))对污泥晶型结构和基团结构的影响 |
| 3.4.3 Fe~(~(3+))对污泥表面积和多孔特性的影响 |
| 3.5 Fe~(~(3+))对微生物群落结构的影响 |
| 3.5.1 OTU分类 |
| 3.5.2 微生物群落多样性和差异性 |
| 3.5.3 微生物群落优势菌 |
| 3.5.4 菌群代谢功能分布统计和聚类分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对脱氮除磷效率和污泥性质的影响 |
| 4.1 Fe~(~(3+))对石墨颗粒性能的影响 |
| 4.1.1 石墨颗粒表面和多孔吸附特性 |
| 4.1.2 石墨颗粒微观形貌和元素分析 |
| 4.1.3 石墨颗粒的晶体结构和表面电荷 |
| 4.2 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对脱氮除磷效率的影响 |
| 4.2.1 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对COD和磷去除的影响 |
| 4.2.2 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对氮去除的影响 |
| 4.3 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对污泥官能团的影响 |
| 4.4 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对污泥性质的影响 |
| 4.4.1 石墨颗粒/Fe~(~(3+))对污泥表面电荷的影响 |
| 4.4.2 石墨颗粒/Fe~(3+)对污泥亲疏水性的影响 |
| 4.4.3 石墨颗粒/Fe~(3+)对污泥絮凝性的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
（8）纳米银的自然生成及其对SBR活性污泥系统稳定性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 石油污染 |
| 1.1.1 海洋石油污染 |
| 1.1.2 芘 |
| 1.2 纳米颗粒 |
| 1.3 纳米银颗粒 |
| 1.4 纳米银环境行为 |
| 1.4.1 水环境中纳米银的形成 |
| 1.4.2 化学生成 |
| 1.4.3 生物生成 |
| 1.5 水环境中纳米银的转化 |
| 1.5.1 物理转化 |
| 1.5.2 化学转化 |
| 1.6 纳米颗粒的危害 |
| 1.7 研究目的与内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 2 实验器材与分析方法 |
| 2.1 实验试剂和设备 |
| 2.1.1 实验室试剂与药品 |
| 2.1.2 实验室仪器与设备 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 酶标仪测试法 |
| 2.2.2 化学需氧量的测量 |
| 2.2.3 ROS值的测定 |
| 2.2.4 菌种鉴定 |
| 2.2.5 ICP测量金属离子 |
| 2.2.6 高效液相测量有机物芘的含量 |
| 3 天然水体中AgNPs的生成 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 正交实验 |
| 3.2.2 天然水体中AgNPs的形成 |
| 3.2.3 在以芘为代表的石油体系中AgNPs的生成 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 正交实验 |
| 3.3.2 三种不同情况的对比 |
| 3.3.3 纳米材料的表征 |
| 3.3.4 不同反应参数对AgNPs生成的影响 |
| 3.3.5 阴离子的影响 |
| 3.3.6 反应中反应机理 |
| 3.3.7 金属阳离子对生成AgNPs稳定性的影响 |
| 3.3.8 生成AgNPs的稳定性 |
| 3.3.9 反应中AgNPs含量的变化 |
| 3.3.10 反应中芘的变化 |
| 3.3.11 不同水体对AgNPs生成的影响 |
| 3.3.12 不同状态下银的抑菌率 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 纳米ZnO与 AgNPs对 SBR稳定性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 污泥的驯化 |
| 4.2.2 SBR运行的参数 |
| 4.2.3 纳米材料对SBR的稳定性的影响 |
| 4.2.4 单菌的筛选 |
| 4.2.5 单菌的鉴定 |
| 4.2.6 纳米材料对细胞生成影响 |
| 4.2.7 细胞内ROS值的变化 |
| 4.3 纳米材料对SBR亚甲基蓝脱色和COD去除的影响 |
| 4.3.1 AgNPs对 SBR去除亚甲基蓝的影响 |
| 4.3.2 AgNPs对 SBR中 COD的影响 |
| 4.3.3 纳米ZnO对 SBR去除亚甲基蓝的影响 |
| 4.3.4 纳米ZnO对 SBR中 COD的影响 |
| 4.4 污泥和材料结合讨论 |
| 4.5 纳米材料对单菌生成的影响 |
| 4.5.1 单菌的显微镜图 |
| 4.5.2 AgNPs对 L1 生长情况的影响 |
| 4.5.3 AgNPs对 L1 细胞ROS的影响 |
| 4.5.4 纳米ZnO对L2生长情况的影响 |
| 4.5.5 纳米ZnO对 L2 细胞ROS的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）废水中铁离子浓度对活性污泥产量的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国外污泥处理与处置技术 |
| 1.2 国内污泥处理与处置技术 |
| 1.2.1 我国污泥的处理方式 |
| 1.2.2 我国污泥的处置方式 |
| 1.3 污泥原位减量化技术 |
| 1.3.1 污泥热水解技术 |
| 1.3.2 Biothelys工艺 |
| 1.3.3 解偶联代谢法 |
| 1.3.4 微生物溶胞隐形生长技术 |
| 1.3.5 生物捕食技术 |
| 1.4 金属元素对活性污泥的影响 |
| 1.4.1 对活性污泥特性的影响 |
| 1.4.2 对活性污泥生物群落结构的影响 |
| 1.4.3 金属铁对活性污泥特性的影响 |
| 1.5 本文研究内容和创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 本文创新点 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料与实验设计 |
| 2.1.1 实验废水与接种污泥 |
| 2.1.2 实验装置及运行参数 |
| 2.1.3 工艺流程及说明 |
| 2.1.4 实验药品 |
| 2.1.5 实验参数的检测方法 |
| 2.2 实验监测项目及测试方法 |
| 2.2.1 化学需氧量(COD)的测定方法 |
| 2.2.2 MLSS、MLVSS、SV_(30)和SVI的测定方法 |
| 2.2.3 V_(MLSS)、V_(MLVSS)的测定方法 |
| 2.2.4 产率系数Y_(obs)的测定方法 |
| 2.2.5 EPS的提取与测定方法 |
| 2.2.6 微生物脱氢酶活性的测定 |
| 2.2.7 活性污泥毛细脱水时间的测定 |
| 2.2.8 污泥微生物群落结构的测定方法 |
| 第3章 Fe~(3+)对活性污泥生长特性及污泥产量的影响 |
| 3.1 实验设计 |
| 3.2 结果讨论 |
| 3.2.1 Fe~(3+)对活性污泥沉降性能(SV_(30)和SVI)的影响 |
| 3.2.2 Fe~(3+)对活性污泥体系中MLSS、MLVSS的影响 |
| 3.2.3 Fe~(3+)对活性污泥表观产率系数Y_(obs)的影响 |
| 3.2.4 Fe~(3+)对活性污泥体系COD去除率的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 Fe~(3+)对活性污泥胞外聚合物及脱水性能的影响 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.2 结果讨论 |
| 4.2.1 Fe~(3+)对活性污泥胞外聚合物(EPS)的影响 |
| 4.2.2 Fe~(3+)对活性污泥脱水性能的影响 |
| 4.2.3 Fe~(3+)对活性污泥微生物脱氢酶活性的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Fe~(3+)对活性污泥体系中生物群落结构的影响 |
| 5.1 活性污泥体系中微生物菌群α多样性分析 |
| 5.1.1 Alpha多样性指数 |
| 5.1.2 Rank Abundance曲线 |
| 5.1.3 香农指数曲线 |
| 5.2 活性污泥体系中微生物菌群OTU分析 |
| 5.2.1 组间差异—PAC分析 |
| 5.2.2 组间差异—OTU维恩图 |
| 5.3 活性污泥体系中微生物菌群分类组成分析 |
| 5.3.1 微生物菌群在门水平的物种分析 |
| 5.3.2 微生物菌群在纲水平上的物种分析 |
| 5.3.3 微生物菌群在属水平上的物种分析 |
| 5.3.4 活性污泥体系中微生物菌群指示物种分析 |
| 5.4 活性污泥体系中微生物菌群Beta多样分析 |
| 5.4.1 多元统计分析 |
| 5.4.2 分组信息检验 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A 攻读硕士学位期间所发表的学术论文目录 |
（10）印染废水循环利用污染物富集规律与控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国印染行业污水处理现状 |
| 1.1.2 适用法规和规范发展历程 |
| 1.1.3 印染废水再生处理循环利用的必要性与意义 |
| 1.1.4 印染废水分质处理与循环利用可行性分析 |
| 1.2 印染行业废水水量与水质特性 |
| 1.2.1 印染废水水量特性 |
| 1.2.2 印染废水水质特征 |
| 1.2.3 不同工序污染物排放量比较 |
| 1.3 印染废水循环利用制约因素分析 |
| 1.4 印染废水再生处理技术进展 |
| 1.4.1 印染废水再生处理常用工艺概述 |
| 1.4.2 臭氧气浮技术基本原理与应用 |
| 1.4.3 离子控制技术基本原理与应用 |
| 1.5 课题研究的目的和内容 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 课题来源 |
| 1.5.4 论文结构 |
| 2 试验装置与研究方法 |
| 2.1 印染废水循环利用试验系统设计 |
| 2.2 模拟印染废水制备与运行阶段 |
| 2.2.1 模拟印染废水 |
| 2.2.2 运行阶段与管理模式 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 常规污染物取样方案 |
| 2.3.2 生物相取样方案 |
| 2.4 检测与分析方法 |
| 2.4.1 三维荧光分析 |
| 2.4.2 树脂层析分离 |
| 2.4.3 GC/MS分析微量有机污染物 |
| 2.4.4 XPS测定方法 |
| 2.4.5 离子色谱法和火焰原子吸收法分析无机离子 |
| 2.4.6 16SrDNA高通量测定 |
| 2.4.7 Spearman统计学分析 |
| 2.4.8 布样染色外观、皂洗牢度、摩擦牢度测定方法 |
| 2.5 水质矩阵基本方法 |
| 3 印染废水二级处理水水质特性 |
| 3.1 印染废水二级处理水水质特性分析 |
| 3.1.1 印染废水二级处理水理化特性分析 |
| 3.1.2 二级出水溶解性有机物荧光特性分析 |
| 3.1.3 二级出水溶解性有机物官能团组成分析 |
| 3.2 印染废水二级处理水溶解性有机物分级表征特性 |
| 3.2.1 二级出水溶解性有机物分级表征 |
| 3.2.2 二级出水不同组分的荧光特性 |
| 3.2.3 二级出水不同组分官能团组成 |
| 3.3 小结 |
| 4 印染废水循环利用污染物富集规律研究 |
| 4.1 印染废水循环利用有机污染物富集特性研究 |
| 4.1.1 印染废水循环利用宏观指标富集与转化特性分析 |
| 4.1.2 印染废水循环利用富集常量有机物组成分析 |
| 4.1.3 印染废水循环利用富集微量有机物成分解析 |
| 4.2 印染废水循环利用无机离子富集特性研究 |
| 4.2.1 电导率和全盐量富集规律 |
| 4.2.2 无机阴离子富集特性 |
| 4.2.3 无机阳离子富集特性 |
| 4.3 富集污染物对活性污泥系统的影响 |
| 4.3.1 富集污染物对活性污泥性状的影响 |
| 4.3.2 富集污染物对污泥活性抑制程度 |
| 4.3.3 富集污染物对微生物群落结构的影响 |
| 4.3.4 微生物群落变化与环境因素之间的关系 |
| 4.4 小结 |
| 5 富集污染物控制技术研究及其抑制机理解析 |
| 5.1 臭氧气浮对富集有机物的控制特性 |
| 5.1.1 臭氧气浮处理特性研究 |
| 5.1.2 富集有机物转化与去除机理研究 |
| 5.1.3 臭氧气浮对循环利用系统的改善效果 |
| 5.1.4 臭氧气浮控制下微生物群落与环境因素之间的关系 |
| 5.2 常规深度处理条件下富集污染物对活性污泥功能抑制机理解析 |
| 5.2.1 微生物活性抑制影响因子解析 |
| 5.2.2 不同循环周期微生物群落功能变化特性 |
| 5.2.3 不同循环周期微生物群落代谢功能抑制程度分析 |
| 5.2.4 代谢组学分析 |
| 5.3 臭氧气浮控制条件下富集离子对活性污泥系统功能的抑制机理 |
| 5.3.1 富集离子对微生物群落功能的影响 |
| 5.3.2 KEGG代谢途径分析 |
| 5.3.3 影响活性污泥系统代谢通路的离子类型分析 |
| 5.4 旁路膜处理技术对富集污染物的控制特性 |
| 5.4.1 旁路膜技术处理特性研究 |
| 5.4.2 旁路膜处理技术对循环利用系统的改善效果 |
| 5.5 臭氧气浮与旁路膜对富集污染物的协同控制特性 |
| 5.5.1 臭氧气浮与旁路膜协同控制无机离子污染物特性 |
| 5.5.2 臭氧气浮与旁路膜协同控制有机污染物特性 |
| 5.5.3 臭氧气浮与旁路膜协同控制对微生物群落结构的影响 |
| 5.6 小结 |
| 6 印染废水循环利用模式构建与技术应用研究 |
| 6.1 印染废水循环利用分质处理与多级回用模式构建 |
| 6.1.1 印染废水处理特性评价 |
| 6.1.2 印染废水再生水按质循序利用策略分析 |
| 6.1.3 印染废水分质处理-按质循序回用模式构建 |
| 6.2 印染废水分质处理循环利用模式应用研究 |
| 6.2.1 应用背景 |
| 6.2.2 印染废水循环利用模式 |
| 6.2.3 印染废水循环利用分质处理效果 |
| 6.2.4 印染废水循环利用工程出水回用印染产品质量评价 |
| 6.2.5 技术经济性分析 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 7.3 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在学期间学术成果 |
四、铁离子对活性污泥的影响（论文参考文献）
- [1]低碳氮比废水外加铁源的脱氮性能及微生物多样性的影响研究[D]. 张浩. 安徽建筑大学, 2021
- [2]金属离子与磺胺嘧啶抗生素对全程自养脱氮（CANON）系统的效能影响[D]. 李华宇. 北京交通大学, 2020(06)
- [3]亚铁离子强化电极-SBBR工艺同步降解水中氨氮及头孢菌素的影响研究[D]. 郭蕊洁. 北京化工大学, 2020(02)
- [4]微电解/生物耦合工艺强化处理煤化工废水酚类物质的研究[D]. 麻微微. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [5]低浓度生化尾水处理挂膜方法及生物膜稳定性研究[D]. 顾娴静. 安徽工业大学, 2020(07)
- [6]活性污泥法去除城市径流雨水有机污染物研究[D]. 林芳妃. 兰州理工大学, 2020(12)
- [7]Fe3+对A2O工艺脱氮除磷的影响及其迁移转化规律的研究[D]. 张明爽. 东北电力大学, 2020(01)
- [8]纳米银的自然生成及其对SBR活性污泥系统稳定性的影响[D]. 刘敏. 武汉纺织大学, 2020(02)
- [9]废水中铁离子浓度对活性污泥产量的影响研究[D]. 张凯. 兰州理工大学, 2020(12)
- [10]印染废水循环利用污染物富集规律与控制技术研究[D]. 王锐. 西安建筑科技大学, 2020(01)