一、用IAL-CHS反应器降解2,4-DCP和处理啤酒废水的比较（论文文献综述）
施云芬,任惠敏,于大禹[1]（2018）在《气升式环流反应器处理废水的研究进展》文中指出气升式环流反应器是用于多相接触的反应装置,因其具有结构简单、能耗低、混合性能好、传质效率高、剪切力低等突出的优势而受到广泛关注,具有广阔的应用前景.概述了气升式环流反应器用于废水处理的基本原理及特点,详细介绍了目前气升式环流反应器的主要类型及其在废水处理领域的应用现状及进展,总结了反应器结构参数、操作参数和物性参数对反应器内流动与传质的影响.气升式环流反应器需要针对不同工艺要求开发强化、改进型的气升式环流反应器,在广度和深度上研究其复杂的流体力学和传质特性,以增加其在废水处理领域的应用.
林蕊[2]（2018）在《纳米Fe3O4负载气单胞菌吸附法处理含铅废水的性能研究》文中研究说明在社会迅速发展的时态下,重金属废水污染威胁着全人类的生存问题,治理重金属废水污染问题亟待解决。含铅废水是造成血铅中毒等重大疾病的首恶,主要来源为电镀、冶金等行业。生物吸附技术具有效率高、无二次污染等优势,在多种重金属废水治理技术中具有良好经济效益和环境效益,但由于生物吸附剂普遍机械强度低、化学稳定性差,给实际工业应用带来一定困难,从而影响重金属的吸附效果。纳米Fe3O4是一种比表面积大,生物活性高的纳米微粒,与菌类表面基团可以稳定结合。本论文针对纳米Fe3O4粒子具备优良的磁响应性、生物相容性及表面配位不足等特征,尝试将其与气单胞菌进行负载,得到具有更高去除效率的新型吸附剂。本次研究,先利用共沉淀法制备磁性纳米材料,利用TEM和XRD手段对实验制得的Fe3O4粒子做表征,结果表明:本实验制得纳米Fe3O4粒子具有粒径分布较均匀,纯度高,分散性较好的特点。随后进行气单胞菌的活化培养,选取对数生长期的气单胞菌负载于磁性纳米材料中,制备出一种新型吸附剂—纳米Fe3O4负载气单胞菌（Nano-Fe3O4 loading Aeromonas,NFA）。其次,再对吸附剂NFA处理含铅废水的影响因素进行研究。实验主要从溶液pH值、反应时间、铅初始浓度、NFA投加量考察了各反应影响因素对吸附剂去除铅的影响。实验结果表明:（1）溶液pH值为4时,铅去除效果最好;（2）铅初始浓度为30mg/L,铅去除率可达到89.93%,且底物浓度越低铅去除效果越好;（3）吸附剂加入量为0.5g/L（干重）时,铅去除率可达到99.96%,投加量越多去除率也呈缓慢增加趋势;（4）吸附反应时间为60min去除率可达到去除要求,随时间增长去除率缓慢增加,至120min基本不变。为研究NFA处理含铅废水的吸附机理,利用红外光谱、扫描电镜、吸附动力学分析手段进行分析。结果表明:磁性纳米材料负载气单胞菌处理含铅废水的吸附反应符合Langmuir等温吸附模型,存在简单单分子层的吸附方式,其吸附动力学满足准二级动力学。研究了吸附反应前后NFA的扫描电镜结果发现,NFA在吸附铅前后的表面形态发生变化,研究了吸附反应前后NFA的傅里叶红外光谱变化发现,吸附反应中C=O、O-H、N-H等官能团参与了吸附反应,且Fe-O的波长也发生了变化,这足以说明也磁性纳米粒子也参与了吸附反应,并且发挥了重要作用。基于以上研究,为工程应用纳米Fe3O4负载气单胞菌处理铅废水提供了理论基础和数据支持。
刘新民[3]（2018）在《厌氧流化床微生物燃料电池处理含酚废水性能和机理研究》文中研究指明煤化工废水成分复杂,严重危害人类健康和生态环境。煤化工含酚废水作为一种典型的、难降解的工业废水,其主要成分包括氰化物、氨氮、酚类、多环芳烃及杂环化合物等物质。据最新的机构调查显示,国内多数煤化工企业对含酚废水的处理效果不理想,生化出水化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD）和优先控制污染物的浓度往往难以满足国家工业废水的排放标准。微生物燃料电池（Microbial Fuel Cell,MFC）作为一种新型的生物能源装置,能够在处理污水的同时产生电能,并且在微生物和电化学的协同作用下,污水处理效果更佳。本课题将厌氧流化床（Anaerobic Fluidized Bed,AFB）工艺同微生物燃料电池技术相结合,构建了单室空气阴极厌氧流化床微生物燃料电池（Anaerobic Fluidized Bed Microbial Fuel Cell,AFB-MFC）应用于处理焦化废水（Coking Wastewater,CWW）。研究产电性能和污水处理性能,分析了焦化废水有机成分在处理过程中的变化迁移、降解机理和反应动力学,解决了焦化废水中酚、苯、含氮杂环和多环芳烃难去除的问题。首先,通过计算和模拟优化了流化床反应器的结构和操作参数。采用Fluent模拟软件建立流化床反应器中液固流化的模型。在流化床液固传质模拟中,利用Gambit前处理软件将厌氧流化床反应器简化为二维模型,细分网格,对流化床分布板开孔率与污水进口速度进行模拟。主要考察有机污水进口速度为2 mm/s、5 mm/s、7 mm/s和9 mm/s时,流化床内活性碳的流化状态,通过模拟找到最佳的进水流化速度,缩短微生物燃料电池的启动时间,提高反应器的产电与污水处理速度。结果表明,分布板开孔率8%,污水进口速度5 mm/s时,流化效果最佳。第二,通过优化生物载体和电极材料提升MFC的性能。分别以活性炭和石墨为生物载体,考察生物载体种类对MFC产电性能和废水处理效果的影响。结果表明加入生物载体后显着缩短了MFC的启动时间,且活性炭微生物燃料电池启动时间最短。加入生物载体后,降低了内阻,MFC的输出电压和功率增大明显。通过纳米Fe3O4改性阳极材料优化了电极,提升了电极的电荷传递能力。经交流阻抗和循环伏安测试表明纳米Fe3O4改性石墨棒阳极增强了电极表面传递电荷的能力,提高了阳极的动力学活性。纳米Fe3O4改性阳极后MFC的产电性能有了明显的提高,其最大输出电压和功率密度分别为243 mV和9.81 mW/m2,分别比未改性时提高了23.4%和114%。第三,证明了厌氧流化床微生物燃料电池有效处理焦化废水在技术上的可行性。在优化了流化床结构、操作参数和电极材料的基础上,采用AFB-MFC处理实际焦化废水。考察了进水初始COD、微生物驯化方式、操作方式、外电阻等对AFB-MFC产电性能及废水处理效果的影响。结果表明,污泥经梯度驯化后AFB-MFC的性能最佳,AFB-MFC获得的最大功率密度和COD去除率分别为10.95 mW/m2和86.28%。以不同进水COD（952 mg/L、1528 mg/L、2238 mg/L、3419 mg/L）的废水作为底物发电时,AFB-MFC获得的最大输出电压和功率密度随进水COD的增加呈先增大后减小的趋势,当进水COD浓度为2238 mg/L时,MFC获得最大输出电压和功率密度,分别为284.5 mV和14.7 mW/m2。此外,比较了三级串联电池组和单级电池的产电性能和COD去除率,串联后最高输出电压增加了一倍多,COD去除效率也有大幅增加。第四,揭示了焦化废水中主要有机质的降解机理和反应动力学。结合液液萃取和GC-MS技术分析了焦化废水处理过程中有机物组成、变化迁移,研究了主要有机质的降解机理和反应动力学。结果显示AFB-MFC对含酚废水有较好的处理效果,系统运行一个周期,酚、苯、醇、杂环化合物与多环芳烃等有机质的去除率分别为99.28%、96.32%、99.21%、95.91%和92.85%。同时采用GC-MS内标法准确分析了其中主要酚类的质量浓度,该分析方法检出限为2.485.50μg/L,平均加标回收率在72.6%115.8%之间,相对标准偏差RSD≤11.28%,能够满足酚类有机物的测试要求。由中间产物二甲基丁二酸推断出在厌氧流化床微生物燃料电池中,间甲酚首先羧化生成二甲基丁二酸再进一步分解成小分子化合物。苯酚、邻甲酚和2,4-二甲基苯酚在AFB-MFC中的降解反应符合一级动力学,其速率常数k分别为0.06989 h-1、0.07641 h-1和0.08783 h-1,同时含量较低的2,4-二叔丁基苯酚的降解反应同样遵循一级反应动力学,但其速率常数k只有0.0179h-1。而废水中所有醇里浓度最高的醇-癸醇在AFB-MFC中的降解动力学方程为-ln（C/C0）=-1.1142+3.1325 t-0.3430 t2。最后,考察了硫元素在污水处理过程中的变化迁移规律,探讨了硫离子对AFB-MFC产电性能及污水处理性能的影响,提出了硫离子对间甲酚降解的抑制机理。硫离子确实会影响酚类物质的降解和MFC的产电性能,硫离子浓度较低时酚类降解速率变化不大,浓度较大时,酚类降解缓慢。硫离子浓度较低时,硫离子的进入使得溶液电解质增多,导电性增强,导致MFC产电性能略有增强。但随着硫离子浓度的增高,毒性逐渐显现,开始抑制微生物的繁殖,进而降低了有机质的分解速率,产电性能下降。硫离子对微生物降解间甲酚具有明显的抑制作用。这种反应抑制机理可以用包含竞争性抑制时的米氏常数修正的米氏方程进行描述。硫离子作为反竞争性抑制剂,即硫离子与酶底物络合物结合生成无活性的复合物,使酶不能催化反应,从而抑制了底物间甲酚的降解反应。
周漫[4]（2016）在《固定化酵母工程菌处理印染废水的研究》文中指出印染行业与人类生活息息相关,而其废水的排放量巨大。印染废水具有难降解、组成复杂等特点。印染废水若处理不当,进入水体后,会对自然界和人类身体健康造成严重的危害。酵母菌作为一种价格低廉、简单易得的微生物,经基因改造后可有效提高吸附效率,再结合具有易于固液分离,无二次污染优势的固定化微生物技术,对印染废水的处理有很好的前景。本次研究,首先是固定化酵母工程菌的制备及优化选择。先对经过基因工程改造的酵母工程菌进行生长活性的研究。选取对数生长期的菌种进行后续实验。然后以聚乙烯醇和海藻酸钠作为固定化材料包埋酵母工程菌,进行固定化最优条件的研究,并进行了电镜分析研究。正交实验研究发现,聚乙烯醇浓度、海藻酸钠浓度、交联时间对亚甲基蓝吸附量的显着性顺序为：交联时间>聚乙烯醇浓度>海藻酸钠浓度；最优固定化条件为,聚乙烯醇浓度7.5%,海藻酸钠浓度0.7%,交联时间24h。其次,固定化酵母工程菌处理印染废水的影响因素研究。实验主要从pH值、温度、时间、底物浓度考察了固定化酵母工程菌对亚甲基蓝吸附的影响。经过单因素实验法,得出结果：①pH值为8时,固定化酵母工程菌吸附量最大；②水温为15℃～40℃时对固定化酵母工程菌吸附量的影响不大；③固定化酵母工程菌对亚甲基蓝吸附平衡时间为18h,吸附时间为4h时,吸附量可达90%左右；④亚甲基蓝浓度为50mg·L-1～400mg·L-1时,浓度增加,固定化酵母工程菌的吸附量也随之升高。最后,进行了固定化酵母工程菌的吸附动力学研究。着重从吸附等温线、吸附动力学、热力学分析进行分析。结果表明：吸附符合Langmuir等温吸附方程式,为单分子吸附,吸附动力学满足准二级动力学。吸附是自发吸附过程。基于以上研究,为工程应用固定化酵母工程菌处理印染废水提供了理论基础和数据支持。
郑伟[5]（2015）在《紫外辅助化学法降解二氯苯酚和十溴联苯醚的研究》文中研究指明卤代有机物化学性质稳定,容易在生物体内蓄积,并且具有较强的毒性和较高的三致效应（致癌、致突变和致畸）,其中有很大一部分被列为环境优先控制的污染物。本研究以二氯苯酚（DCP）和十溴联苯醚（BDE-209）作为代表,对其进行紫外辅助化学法的降解研究。DCP是我国自然水体中主要的污染物之一,BDE-209是应用广泛的阻燃剂,二者都可以对环境和人类健康造成严重危害。本实验使用的紫外辅助化学法分为紫外催化湿式氧化法和紫外高级还原法两种。通过单因素实验优化最佳降解条件,并在最优条件下,进行脱卤离子和中间产物的检测,推测其降解机理。采用紫外催化湿式氧化法对DCP进行降解。研究表明,此方法对DCP降解效果显着,对于浓度为50 mg/L的DCP溶液,在pH值为3,H2O2投加浓度为50μmol/L,CuSO4的投加浓度为1 g/L,紫外光强度为3.5 W/m2的条件下,反应40 min后,对DCP的去除率可达88.74%,在此条件下进行TOC和氯离子的测定,发现TOC去除率为69.9%,脱氯率为81.84%。说明此方法不仅有脱氯作用,还可将DCP开环矿化为CO2和H2O等。使用紫外高级还原法对DCP进行降解研究,选取Na2SO3和NaBH4作为还原剂,发现NaBH4的作用略强于Na2SO3,对于浓度为50 mg/L的DCP溶液,在pH值为12,NaBH4的投加量为2 mmol/L,紫外光强度为3.5 W/m2的条件下,反应60 min后DCP去除率为83.79%。对其TOC和氯离子进行测定,发现此方法对DCP的降解主要以脱氯为主,脱氯率为50.32%,TOC去除率仅为8.6%。在证明了紫外高级还原法显着的作用后,选取更难降解的BDE-209作为目标物,同样选取Na2SO3和NaBH4作为还原剂,发现NaBH4的作用略强于Na2SO3,对于浓度为40 mg/L的BDE-209溶液,在pH值为12,NaBH4的投加量为2 mmol/L,紫外光强度为3.5 W/m2的条件下,反应60 min后BDE-209去除率为89.25%。使用GC-MS对中间产物进行检测,发现其降解以脱溴为主,其中九溴、八溴联苯醚是主要的中间产物,本反应降解BDE-209主要以脱溴为主,而且会逐个脱掉溴原子。
徐华[6]（2014）在《内循环折流式生物膜反应器的开发和应用》文中认为水是维系生命与健康的基本需求，地球虽然有70.8%的面积为水所覆盖，但是淡水资源却极其有限。水资源短缺和水环境污染己经严重影响和制约了我国社会领域各个方面健康快速发展，考虑到我国水资源危机的现状，尤其是在社会对水资源量要求增加而水资源量有限的前提下，人们在开发水资源的过程中需要将工作重心转移到水环境污染的控制与治理方面，污水回用或无害化排放是当务之急。然而常规的生产生活污水，受污染的河流、湖泊水的污染物浓度相对不高，但却涉及到生产生活等相关领域的各个方面，并且待处理量较大，已经引起有关部门的重视。从社会的可持续发展及人们的健康角度出发，地表水修复已经是势在必行。本课题综合了物理、化学、材料科学、微生物学以及环境科学等领域，开发了一种内循环折流式生物膜反应器，该反应器实现了诸项技术的集成，实现硝化与反硝化集中为一体。能在较低C/N比的条件，也能实现COD和TN的有效去除。同时，在小试的基础上开展起来的中试实验，能有效修复受严重污染的地表水（劣V类地表水修复为III类水体），为以后反应器的开发和利用提供更好的实践基础。本研究的实验结果如下：（1）本实验采用的多孔陶瓷载体，具有良好的微生物附着能力，能够有效的形成较好的微生物的群落。为以后的生物膜载体技术的发展提供了很好的依据和方向。（2）实验中采用的内循环折流式生物膜反应器相比本课题组之前开发的气升式内循环生物膜反应器，硝化反硝化能力以及处理量具有一定的提高，同时运行成本有所降低。具有良好的市场前景，能够为以后的反应器开发研究打下坚实的基础。（3）氨氮（NH4+-N）,总氮（TN）和硝态氮（N02-N和NOr-N）的去除符合分数’级动力学，在一定范围内随着C/N的增加，反应速率在逐渐加快。（4）反应器具有良好的反硝化I力能，在C/N为20:1时,N03-N的去除速率达到最大5mg/（Lh）。TN的的去除速率达到最大4.35mL.g/("hh虽然与厌氧环境中最佳去除速率相比，该反应器还具有一定的差距，主要是因为1,反应器没有形成完全的厌氧环境，2，反应器驯化过程中同时存在硝化菌群和反硝化菌群。注：反硝化最佳去除速率：在C/N为6:1时，NOT-N的去除速率达可达到9.26mg/（Lh）0（5）反应器具有良好的同步硝化反硝化功能。在C/N比为5:1的情况下，有效去除水中的氨氮（NHAN）和总气（TN）。而硝态氮（N02-N和NOf-N）没有增加。说明反应器具有同步硝化反硝化（SND）功能（6）反应器在运行过程中，有可能存在同步硝化反硝化（SND）与厌氧氨氧化（Anammox）共存的现象。因为在C/N为2:1甚至I:〗时，NH4+-N能够得到有效的去除，而NCV-N和N(V-N都没有增加。根据文献，仅从电/?平衡角度，每去除ImgN/L至少2.38mgC/L。实际中C源不仅需要作为电子供体为反硝化提供电子，实际上还需要为微生物的新陈代谢以及生长繁殖提供能量。（7）中试条件下的内循环折流式生物膜反应器和气升式内循环生物膜反应器的组合工艺，对地表水的修复具有良好的效果。氨氮的去除率能达到90%，能有效的改善水体环境，能将受污染严重的劣V类地表水修复为景观所需的III类水体。有效的实现了“产一学一5JP’的有机结合，同时为实际屮地表的修复提供了典型案例和实验数据。同时，该工艺结合景观,不仅改变的传统的污水处理中“丑，臭”的特点，更为环境增加了一份美意和生机。在改善环境的叫时也在美化环境。
曾红云[7]（2012）在《负载电气石载体对硝化菌生长及处理效能的影响研究》文中进行了进一步梳理针对高氨氮工业废水排放导致的点源污染问题，以提高SBR反应器中载体上硝化菌的生物膜活性为目标。本研究筛选高效硝化菌，对聚氨酯载体改性，依托SBR研究硝化菌在载体上的挂膜启动及对合成氨模拟废水的处理效能。为了解决硝化菌活性问题，实验筛选亚硝酸菌和硝酸菌，对其进行形态和16SrDNA鉴定。结果表明：从活性污泥中分离得到42株具有氨氧化能力和36株具有亚硝酸氧化能力的菌，其中亚硝酸菌ZCY-4和硝酸菌XYC-9转化率最高。驯化后ZCY-4可以在200g L-1的NH4+-N浓度中保持活性。16SrDNA鉴定显示ZCY-4为Nitrosomonas eutropha（CP000450.1），XYC-9为Nitrobacterwinogradskyi（NC007406.1）。为了解决改性载体成本高的问题，研究以水性聚氨酯（waterbornepolyurethane）为介质，导入价廉的电气石，制备负载电气石的聚氨酯（tourmalineon polyurethane, TPU）载体。用扫描电镜（SEM）、持水倍率、孔隙结构、表观密度表征载体的物理性能，并且考察TPU载体对挂膜量及硝化能力的影响。结果表明：水性聚氨酯和电气石最佳配比：浓度为400g L-1的100ml水溶性聚氨酯中投加电石气12g。与PU载体相比，亚硝酸菌和硝酸菌在TPU载体上的不可逆附着量多。与纯菌实验相比，加入TPU载体能提高NH4+-N和NO2--N的转化率，表明TPU载体能促进硝化作用。为了解决合成氨废水的高浓度NH4+-N处理问题，从动态方面对比研究TPU-SBR和PU-SBR的生物膜形成情况及对合成氨模拟废水的处理效果。通过曝气量、pH值确定最佳挂膜启动参数，通过温度、水力停留时间确定最佳运行参数，同时进行微生物动力学模型研究。结果表明：在TPU-SBR中最佳挂膜参数为：曝气量90L h-1，初始pH值为7.0-8.0；TPU-SBR和PU-SBR最佳运行参数为：温度为25℃，水力停留时间为10h。稳定运行30d，TPU-SBR对COD、NH4+-N、TN的平均转化率效果比PU-SBR高。微生物动力学研究表明，可逆吸附阶段PU载体和TPU载体无明显差别，不可逆附着阶段TPU载体的附着速度比PU载体快。TPU-SBR对NH4+-N的最大转化速率比PU-SBR高。TPU载体在合成氨模拟废水处理中表现出优势。
郭洪源[8]（2012）在《基于固相缓释碳源技术的河流强化脱氮处理技术研究》文中研究指明摘要：滇池,位于西南边陲云南省昆明市境内,地处昆明盆地的最低点,具有流域面积小、水资源量少、无过境水补给的特点,在近二十年来,湖泊水体富营养化日趋严重。2011年中国环境状况公报显示,滇池是全国26个重点监测的湖泊（水库）中唯一一个属于重度富营养化的湖泊。几年来,国家在滇池治理上给与了大量的投入,湖体水质持续恶化的趋势基本得以遏制,但距离重现“高原明珠”的目标仍很遥远,湖泊水环境改善之路依然任重而道远。在治理中,如果仅专注于单纯的治理湖泊,实难实现滇池水质的根本好转,本课题本着溯本求源的思路,以滇池污染物负荷主要来源之一的新运粮河为研究对象,开展基于固相缓释碳源技术的城市型污染河流强化脱氮处理技术研究,以完成对总氮指标为核心的污染物负荷消减和河流水体的修复,形成受污染河流污染负荷削减的集成技术与系统控制方案,为滇池流域水环境的整体改善目标的实现打下坚实基础。本研究以微曝气生物滤床和生物接触氧化两种对比工艺对河水进行先期预处理,其后进入固相反硝化反应器,以实现河水CODcr、氨氮和总氮污染物的综合去除,并得出以下结论：（1）在高污染负荷（CODcr浓度为138～190mg/L）,CODcr负荷的消减主要在碳氧化阶段,碳氧化段完成的CODcr负荷消减占总消减量的84.17%,而对于氨氮负荷的消减主要在硝化阶段,在硝化阶段完成的氨氮负荷消减占总消减量的84.17%。（2）在低污染负荷（CODcr浓度为65～78mg/L）,CODcr、氨氮负荷的消减并未呈现其在高污染负荷下的规律,而是呈现在碳氧化阶段、硝化阶段消减较为均衡的状况,两种污染物在两个阶段同时平衡的下降。（3）以聚丁二酸丁二酯（PBS）作为碳源和生物膜载体的固相反硝化反应器反硝化速率遵循一级反应动力学,对于建立推流式固相反硝化反应器在20-C下对低硝氮浓度污水的反硝化动力学模型,通过验证证明,反应器中硝氮浓度的降低过程遵循方程：（4）实验装置对总氮的去除,主要通过最后阶段的固相反硝化反应来完成,总氮总体去除率达到了49.91%。在曝气生物滤床工艺四号池（BAF厌氧+好氧工艺）中,固相反硝化阶段消减的N03-N浓度值是前期普通厌氧段的5.47倍,在相对反应段进水的处理率上固相反硝化阶段是普通厌氧段的2.73倍。同等条件下,普通厌氧反应中的反硝化速率远低于固相反硝化反应中的速率。（5）水中亚硝氮的浓度,会随着硝化反应和反硝化反应的进行呈现上升的态势,但在反应各过程中亚硝氮浓度均保持在1.5mg/L,没有出现亚硝酸盐的积累。（6）反应中污水pH值呈现出在硝化段下降、反硝化段升高的趋势。总体来看,反应中各个阶段pH值都维持在7-8之间,无需另外调整酸碱度。（7）对工艺进行经济效益分析,在处理量为1000m3/d时,采用微曝气生物滤床+固相碳源反应器工艺处理城市型污染河流,一次性工程投资为36.84万元,单位污水处理量投资为368.4元/m3,单位处理量一次性投资比规模相当的一般生物处理工艺（340～480元/m3）要低；工艺对河水处理的运行成本约为0.331元/m3。通过实验可以看出,实验提出的的组合工艺——微曝气生物滤床或生物接触氧化工艺为预处理与固相缓释碳源工艺组合对低碳氮比新运粮河水质具有良好的处理效果,对总氮负荷的消减具有明显优势；且在不同有机负荷下,COD和氨氮呈现不同的降解规律,且反硝化反应遵循一级动力学方程。实践证明,这种工艺组合对于低碳氮比城市型污染河流,是一种高效、经济的处理方法,为我国地表水环境治理提供了一个新思路。
田凤蓉[9]（2010）在《含油废水酵母菌-SBR处理工艺及微生态群落解析研究》文中指出含油废水来源广泛,进入水体后会造成严重的环境污染。常规的物理法和化学法对BOD去除能力较差,在实际应用中微生物法具有成本低、占地少、不需特殊设备、不会带来二次污染等优点,因而倍受青睐。酵母菌作为一种极为宝贵的微生物资源,由于它具有良好的耐酸、耐渗透压,成絮能力好等特点,且酵母菌能将大部分有机物转化成无毒且营养丰富的单细胞蛋白,具有很高的废水处理能力和饲料生产价值,因此广泛地应用于高浓度含油废水的处理。本文建立了含油废水酵母菌-SBR法废水处理工艺,同时用PCR-DGGE以及荧光原位杂交（FISH）的分子生物学方法解析废水处理系统中酵母菌群落结构,并研究酵母菌的表面特性以了解优势菌定植机制,研究结果如下:（1）10菌株酵母菌复合体系对含油废水有很好的处理效果。酵母菌SBR连续运行过程中,保证污泥负荷0.25 kg/（kg·d）,曝气时间6 h,沉降2 h,N、P营养源的量按BOD:N:P=100:5:1投加的情况下,系统稳定运行,出水COD从3000 mg/L左右降低到200～350 mg/L ,COD去除率达到88%～93%,油含量由1500 mg/L左右降为45～100 mg/L,去除率为93%～96%,去除了含油废水中绝大部分的有机污染物。为使出水达到排放标准,使用活性污泥后处理,和酵母菌SBR组成复合系统,使得总COD的去除率高达97.5%,油的去除率达到99%以上,保证了出水的COD值在50～60 mg/L,油含量为10～20 mg/L,达到了工业污水综合排放标准（GB 8978-1996）。（2）利用PCR-DGGE技术对酵母菌-SBR废水处理系统中酵母菌群落进行解析,证明菌株O2或W1、O3或G3、W2、未知菌株X1可以稳定存在于废水处理系统中,且O2或W1、未知菌株X1在系统中占有绝对优势。（3）用FISH技术进一步检测对优势菌进行解析,证明在酵母菌SBR系统在长期运行过程中,相对于细菌,酵母菌占据着优势地位;实验所使用探针能与O2（Candida tropicalis）、G3、O3、W1、W2纯菌株成功杂交,但仅O2、O3的杂交信号发出的红色荧光较强。在酵母菌SBR系统连续运行过程中,探针所追踪的酵母菌在处理含油废水的过程中数量逐渐增多,到后期占有绝对的优势,说明样品中发出红色荧光的O2或O3占大多数,结合PCR-DGGE的结果,可知,在酵母菌-SBR系统中,O2和O3是绝对优势菌株,能够稳定存在于系统中。（4）对酵母菌定植机制的研究表明,疏水性和絮凝性是菌株O2和O3成为优势菌的重要影响因素,而酵母菌株产乳化剂及乳化能力直接影响到废水中油脂的降解效果,但对于菌株是否成为含油废水处理中的优势菌,菌株乳化作用是的一个影响因素,但不是主要因素。
王远红,曹文平[10]（2009）在《陶瓷生物膜工艺处理城市污水中COD和氨氮》文中研究表明应用新型蜂窝陶瓷生物反应器处理市政污水并对其重新启动特性进行了研究。试验结果表明,在重新启动情况下,系统COD的去除率能在1d之内恢复,COD的去除率为49.7%～65.1%;接种相同水质、不同工艺内的硝化污泥能使蜂窝陶瓷反应器在24h内快速提升氨氮处理效果,使氨氮去除率从5.0%提高到85.7%,接种污泥中硝化菌是氨氮去除率快速增加的重要原因。
二、用IAL-CHS反应器降解2,4-DCP和处理啤酒废水的比较（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、用IAL-CHS反应器降解2,4-DCP和处理啤酒废水的比较（论文提纲范文）
（1）气升式环流反应器处理废水的研究进展（论文提纲范文）
| 1 气升式环流反应器的基本原理 |
| 2 气升式环流反应器的分类及其在废水处理领域的应用 |
| 3 影响气升式环流反应器处理效果的因素 |
| 3.1 结构参数 |
| (1) 反应器高径比 |
| (2) 导流筒的结构和尺寸 |
| (3) 下降段和上升段的面积比 |
| (4) 气液分离器 |
| (5) 气体分布器结构 |
| 3.2 操作参数 |
| (1) 表观气速 |
| (2) 液位高度 |
| (3) 温度、压力 |
| 3.3 物性参数 |
| (1) 粘度 |
| (2) 表面张力 |
| (3) 固含率 |
| 4 结语与展望 |
（2）纳米Fe3O4负载气单胞菌吸附法处理含铅废水的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属与环境污染 |
| 1.2 重金属废水来源及污染情况 |
| 1.3 铅的危害 |
| 1.4 铅废水常用处理方法 |
| 1.5 生物吸附法 |
| 1.5.1 生物吸附剂分类 |
| 1.5.2 生物吸附机理 |
| 1.5.3 气单胞菌来源及其处理重金属特性 |
| 1.6 磁性纳米材料 |
| 1.6.1 纳米材料制备方法 |
| 1.6.2 磁性纳米材料优化技术 |
| 1.6.3 磁性纳米材料处理重金属废水的机理及应用 |
| 1.7 本课题研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第2章 磁性纳米材料负载气单胞菌的表征及其性能分析 |
| 2.1 菌种、试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验菌种 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 气单胞菌的培养 |
| 2.2.2 纳米Fe_3O_4负载气单胞菌的制备 |
| 2.3 性纳米材料表征分析结果 |
| 2.3.1 透射电子显微镜 |
| 2.3.2 X射线衍射 |
| 2.4 磁性纳米粒子负载气单胞菌红外光谱分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 磁性纳米材料负载气单胞菌处理含铅废水的吸附特性 |
| 3.1 纳米材料负载气单胞菌处理含铅废水的吸附特性实验方法 |
| 3.1.1 模拟废水配制 |
| 3.1.2 吸附试验 |
| 3.1.3 不同pH值对铅的吸附性能影响 |
| 3.1.4 反应时间对铅的吸附性能影响 |
| 3.1.5 吸附剂NFA加入量对铅的吸附性能影响 |
| 3.1.6 不同铅初始浓度对吸附重金属的影响 |
| 3.2 不同PH对NFA吸附铅的影响 |
| 3.2.1 实验结果 |
| 3.2.2 结果分析与讨论 |
| 3.3 不同反应时间对NFA吸附铅的影响 |
| 3.3.1 实验结果 |
| 3.3.2 结果分析与讨论 |
| 3.4 NFA不同加入量对其吸附铅的影响 |
| 3.4.1 实验结果 |
| 3.4.2 结果分析与讨论 |
| 3.5 不同底物浓度对NFA吸附铅的影响 |
| 3.5.1 实验结果 |
| 3.5.2 结果分析与讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 磁性纳米材料负载气单胞菌的吸附动力学分析及机理研究 |
| 4.1 纳米材料负载气单胞菌处理含铅废水的吸附动力学分析实验方法 |
| 4.1.1 动力学实验 |
| 4.1.2 吸附等温线实验 |
| 4.2 吸附动力学分析 |
| 4.2.1 准一级动力学模型 |
| 4.2.2 准二级动力学模型 |
| 4.2.3 实验结果 |
| 4.2.4 结果分析与讨论 |
| 4.3 吸附等温线分析 |
| 4.3.1 朗格缪尔(Langmuir)吸附模型 |
| 4.3.2 弗伦德利希(Freundlich)吸附模型 |
| 4.3.3 实验结果 |
| 4.3.4 结果分析与讨论 |
| 4.4 NFA的扫描电镜及傅里叶红外光谱分析 |
| 4.4.1 样品准备 |
| 4.4.2 实验结果 |
| 4.4.3 结果分析与讨论 |
| 4.5 小结 |
| 结论 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 参考文献 |
（3）厌氧流化床微生物燃料电池处理含酚废水性能和机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 选题意义 |
| 1.3 煤化工废水处理研究进展 |
| 1.4 煤化工废水中主要污染物的生物降解机理 |
| 1.5 废水中污染物的监测分析方法 |
| 1.6 微生物燃料电池研究进展 |
| 1.7 厌氧流化床微生物燃料电池 |
| 1.8 研究内容和目的 |
| 2 实验方法和材料 |
| 2.1 主要仪器及试剂 |
| 2.2 AFB-MFC体系的构建 |
| 2.3 生物载体的预处理及性能测试 |
| 2.4 空气阴极的制备 |
| 2.5 纳米Fe_3O_4改性石墨电极的制备 |
| 2.6 处理煤化工废水时试验培养基及微生物接种与驯化 |
| 2.7 测试及计算方法 |
| 2.8 废水中有机物成分分析 |
| 2.9 硫离子转化及其对MFC的影响试验 |
| 3 AFB-MFC中流化床参数计算及流态化模拟 |
| 3.1 初始流化速率与逸出速率的确定 |
| 3.2 床层空隙率与流化床高度的确定 |
| 3.3 床层压降的计算 |
| 3.4 Fluent工作流程 |
| 3.5 分布板开孔率的研究 |
| 3.6 流化速率的模拟优化 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 生物载体和改性阳极对AFB-MFC的影响 |
| 4.1 生物载体对AFB-MFC的影响 |
| 4.2 Nano-Fe_3O_4改性阳极对AFB-MFC的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 AFB-MFC处理焦化废水(CWW)产电性能 |
| 5.1 培养方式对AFB-MFC性能的影响 |
| 5.2 操作方式及外电阻对AFB-MFC的影响 |
| 5.3 底物浓度对AFB-MFC性能的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 处理过程中有机物的分解机理及其动力学 |
| 6.1 未处理废水的成分分析 |
| 6.2 处理过程中水样成分分析 |
| 6.3 COD和COD去除率 |
| 6.4 酚类等主要成分降解机制和反应动力学 |
| 6.5 癸醇降解动力学 |
| 6.6 以废水COD浓度表示的宏观动力学方程 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 废水中硫元素的变化迁移及其对MFC的影响 |
| 7.1 未处理焦化废水成分分析及元素分析 |
| 7.2 硫离子含量测定标准曲线 |
| 7.3 硫离子对间甲酚降解的影响 |
| 7.4 硫离子对间甲酚降解的抑制机制 |
| 7.5 硫离子的变化迁移及其反应动力学 |
| 7.6 硫离子浓度对微生物燃料电池产电性能的影响 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）固定化酵母工程菌处理印染废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 印染废水的危害及处理现状 |
| 1.2.1 印染废水水质特征及危害 |
| 1.2.2 印染废水的处理现状 |
| 1.3 酵母菌及其处理印染废水的应用 |
| 1.3.1 酵母菌的生理特性 |
| 1.3.2 酵母菌处理印染废水的应用 |
| 1.4 固定化微生物技术 |
| 1.4.1 固定化微生物的方法 |
| 1.4.2 固定化微生物的载体 |
| 1.4.3 固定化微生物技术的优缺点 |
| 1.4.4 固定化微生物技术在废水处理中的应用 |
| 1.5 论文研究目标、研究内容、拟解决的问题及技术路线 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 拟解决的关键技术问题 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第2章 固定化酵母工程菌的制备及优化选择 |
| 2.1 菌种、试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验菌种 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 酵母工程菌的培养 |
| 2.2.2 酵母工程菌生长特性的研究 |
| 2.2.3 固定化酵母工程菌的制备 |
| 2.2.4 固定化最优条件的选取 |
| 2.3 实验结果及分析 |
| 2.3.1 菌浓-吸光度标准曲线 |
| 2.3.2 酵母工程菌生长曲线 |
| 2.3.3 亚甲基蓝标准曲线的绘制 |
| 2.3.4 固定化小球初步性能筛选 |
| 2.3.5 固定化酵母工程菌正交实验结果 |
| 2.3.6 电镜扫描分析 |
| 2.4 实验结论 |
| 第3章 固定化酵母工程菌处理印染废水的影响因素研究 |
| 3.1 试剂及仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 不同pH对吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.2.2 反应时间对吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.2.3 不同温度对吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.2.4 不同底物浓度对吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.3 实验结果及分析 |
| 3.3.1 不同pH对固定化酵母工程菌吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.3.2 不同反应时间对固定化酵母工程菌吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.3.3 不同温度对固定化酵母工程菌吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.3.4 不同底物浓度对固定化酵母工程菌吸附亚甲基蓝的影响 |
| 3.4 实验结论 |
| 第4章 固定化酵母工程菌吸附动力学研究 |
| 4.1 吸附动力学理论 |
| 4.1.1 吸附等温线 |
| 4.1.2 吸附动力学 |
| 4.1.3 热力学分析 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 吸附等温线 |
| 4.2.2 吸附动力学 |
| 4.3 实验结果及分析 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 吸附动力学分析 |
| 4.3.3 热力学分析 |
| 4.4 实验结论 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（5）紫外辅助化学法降解二氯苯酚和十溴联苯醚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 DCP的危害及降解研究 |
| 1.2.1 DCP的基本理化性质及危害 |
| 1.2.2 DCP的降解研究 |
| 1.3 PBDEs的污染现状及降解研究 |
| 1.3.1 PBDEs的理化性质及污染状况 |
| 1.3.2 PBDEs的降解研究进展 |
| 1.4 紫外催化湿式氧化技术 |
| 1.4.1 羟基自由基的作用 |
| 1.4.2 紫外光的作用 |
| 1.4.3 催化剂的选择 |
| 1.5 紫外高级还原技术 |
| 1.6 课题研究目的和内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器及装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 水样的萃取方法 |
| 2.4 水样分析测试方法 |
| 2.4.1 DCP浓度的测定方法 |
| 2.4.2 BDE-209浓度的测定方法 |
| 2.4.3 TOC的测定方法 |
| 2.4.4 氯离子、溴离子的测定方法 |
| 2.5 中间产物的测定方法 |
| 第3章 紫外催化湿式氧化法降解二氯苯酚的研究 |
| 3.1 pH值对DCP去除率的影响 |
| 3.2 H_2O_2浓度对DCP去除率的影响 |
| 3.3 CuSO_4浓度对DCP去除率的影响 |
| 3.4 底物初始浓度对DCP去除率的影响 |
| 3.5 紫外光强度对DCP去除率的影响 |
| 3.6 TOC去除率和脱氯率分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 紫外高级还原法降解二氯苯酚的研究 |
| 4.1 还原剂的选择 |
| 4.2 UV-Na_2SO_3还原法降解DCP |
| 4.2.1 pH值对DCP去除率的影响 |
| 4.2.2 底物初始浓度对DCP去除率的影响 |
| 4.2.3 紫外光强度对DCP去除率的影响 |
| 4.2.4 Na_2SO_3投加浓度对DCP去除率的影响 |
| 4.3 UV-NaBH_4还原法降解DCP |
| 4.3.1 pH值对DCP去除率的影响 |
| 4.3.2 底物初始浓度对DCP去除率的影响 |
| 4.3.3 紫外光强度对DCP去除率的影响 |
| 4.3.4 NaBH_4投加浓度对DCP去除率的影响 |
| 4.4 UV-Na_2SO_3还原法和UV-NaBH_4还原法效果对比 |
| 4.5 TOC去除率和脱氯率分析 |
| 4.6 经济效益分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 紫外高级还原法降解十溴联苯醚的研究 |
| 5.1 UV-Na_2SO_3还原法降解BDE-209 |
| 5.1.1 pH值对BDE-209去除率的影响 |
| 5.1.2 底物初始浓度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.1.3 紫外光强度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.1.4 Na_2SO_3投加浓度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.2 UV-NaBH_4还原法降解BDE-209 |
| 5.2.1 pH值对BDE-209去除率的影响 |
| 5.2.2 底物初始浓度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.2.3 紫外光强度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.2.4 NaBH_4投加浓度对BDE-209去除率的影响 |
| 5.3 UV-Na_2SO_3还原法和UV-NaBH_4还原法效果对比 |
| 5.4 BDE-209的脱溴率分析 |
| 5.5 BDE-209降解中间产物的初步分析 |
| 5.5.1 水样的前处理 |
| 5.5.2 中间产物分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）内循环折流式生物膜反应器的开发和应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水污染的概述 |
| 1.1.1 水资源现状与水体污染概况 |
| 1.1.2 地表水污染的特点 |
| 1.1.3 地表水治理的必要性和紧迫性 |
| 1.2 水污染治理技术及国内外研究现状 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 水污染治理化学工艺 |
| 1.2.3 水污染治理生物工艺 |
| 1.3 研究目的与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究的创新点 |
| 1.5 研究工艺选取 |
| 1.6 研究的流程设计 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 内循环折流式生物膜反应器装置 |
| 2.1.2 实验仪器及试剂 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.3 硝化反硝化生物膜的驯化及培养 |
| 第三章 同步硝化反硝化实验 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 预实验 |
| 3.1.2 基于 NO_3~--N 的反硝化实验 |
| 3.1.3 基于 NO_2~--N 的反硝化实验 |
| 3.1.4 硝化反硝化实验 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.3 模拟废水中微量元素的配置 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 预实验 |
| 3.4.2 基于 NO_3~－-N 的反硝化实验 |
| 3.4.3 基于 NO_2~--N 的反硝化实验 |
| 3.4.4 硝化反硝化实验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 厌氧氨氧化实验 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 反应器连续运行方法 |
| 4.2 分析方法 |
| 4.3 模拟废水中微量元素的配置 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 初始 C/N 比为 2:1 的实验 |
| 4.4.2 初始 C/N 比为 1:1 的实验 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 反应器应于地表水修复 |
| 5.1 漕河泾的简单介绍 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验工艺流程 |
| 5.2.2 气升式内循环生物膜反应器 |
| 5.2.3 内循环折流式生物膜反应器 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.2.5 反应器的挂膜 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 漕河泾水质 |
| 5.3.2 反应器处理地表水 |
| 5.3.3 处理工艺的处理量和可行性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）负载电气石载体对硝化菌生长及处理效能的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国内外研究现状 |
| 1.1.1 低浓度氨氮污染脱氮技术 |
| 1.1.2 高浓度氨氮污染脱氮技术 |
| 1.1.3 合成氨废水处理现状 |
| 1.1.4 生物膜载体应用现状 |
| 1.2 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 样品 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 试剂 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 硝化菌的筛选 |
| 2.2.2 电气石性质测定 |
| 2.2.3 载体性质测定 |
| 2.2.4 水质分析项目和方法 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 废水水质 |
| 第3章 硝化菌的筛选及鉴定 |
| 3.1 硝化菌的分离纯化 |
| 3.1.1 硝化菌的富集 |
| 3.1.2 硝化活性定性分析 |
| 3.1.3 硝化菌纯度的分析 |
| 3.1.4 硝化菌的抗生素纯化 |
| 3.1.5 硝化活性定量检测 |
| 3.2 硝化菌处理高氨氮废水效果分析 |
| 3.2.1 氨氮负荷实验 |
| 3.2.2 高浓度氨氮条件下菌株的驯化 |
| 3.3 硝化菌的鉴定 |
| 3.3.1 个体形态 |
| 3.3.2 菌落形态 |
| 3.3.3 菌胶团形态 |
| 3.3.4 16SrDNA 鉴定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 TPU 载体的制备及对硝化菌硝化能力的影响 |
| 4.1 电气石性质 |
| 4.1.1 物理性质 |
| 4.1.2 电气石对水体 pH 值的影响 |
| 4.2 TPU 载体的制作流程 |
| 4.3 水性聚氨酯对 TPU 载体性能影响分析 |
| 4.3.1 水性聚氨酯对载体物理性能的影响 |
| 4.3.2 水性聚氨酯对 PU 载胶量的影响 |
| 4.4 电气石对 TPU 载体性能影响分析 |
| 4.4.1 电气石对载体物理性能的影响 |
| 4.4.2 电气石对 TPU 负载量的影响 |
| 4.5 TPU 载体对硝化菌生长的影响 |
| 4.5.1 TPU 载体表面形态对硝化菌的影响 |
| 4.5.2 TPU 载体对硝化菌培养基 pH 值的影响 |
| 4.5.3 TPU 载体的亲水性 |
| 4.5.4 TPU 载体对硝化菌挂膜量的影响 |
| 4.5.5 TPU 载体对硝化菌硝化能力的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 载体的挂膜及处理效能 |
| 5.1 系统的启动 |
| 5.1.1 挂膜启动 |
| 5.1.2 挂膜效果 |
| 5.2 影响挂膜启动的因素 |
| 5.2.1 曝气量对挂膜启动的影响 |
| 5.2.2 废水初始 pH 值对挂膜启动的影响 |
| 5.3 最佳运行参数的确定 |
| 5.3.1 水力停留时间 |
| 5.3.2 温度 |
| 5.3.3 反应器运行效果 |
| 5.4 微生物附着及氨氮转化的动力模型 |
| 5.4.1 微生物附着的动力模型 |
| 5.4.2 氨氮转化的动力模型 |
| 5.5 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它成果 |
| 致谢 |
（8）基于固相缓释碳源技术的河流强化脱氮处理技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 我国地表水环境现状 |
| 1.1.2 滇池流域水环境现状 |
| 1.2 城市型污染河流的处理技术综述 |
| 1.2.1 河道原位处理技术 |
| 1.2.2 河道易位处理技术 |
| 1.3 曝气生物滤池技术概述 |
| 1.3.1 曝气生物滤池的发展历史和研究现状 |
| 1.3.2 曝气生物滤池工艺原理及技术特点 |
| 1.3.3 曝气生物滤池的分类 |
| 1.4 生物接触氧化工艺技术概述 |
| 1.4.1 生物接触氧化工艺的发展历史和研究现状 |
| 1.4.2 生物接触氧化工艺原理及技术特点 |
| 1.4.3 生物接触填料的主要发展方向 |
| 1.5 补充碳源脱氮技术在水处理中的应用 |
| 1.5.1 补充碳源技术的发展历史和研究现状 |
| 1.5.2 补充碳源技术原理 |
| 1.5.3 碳源的主要分类及研究方向 |
| 1.6 课题的研究内容技术路线 |
| 1.6.1 课题的研究内容 |
| 1.6.2 课题技术路线 |
| 2 实验装置与方法 |
| 2.1 工艺流程 |
| 2.2 实验环境 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.3.1 进水曝气系统 |
| 2.3.2 实验反应器 |
| 2.3.3 试验填料 |
| 2.4 试验水质 |
| 2.5 分析方法 |
| 3 实验装置启动和运行 |
| 3.1 实验装置的启动和挂膜成熟 |
| 3.2 装置运行中水质变化 |
| 3.3 装置运行中温度的影响 |
| 3.4 装置运行中溶解氧的变化 |
| 3.5 装置运行中pH值的变化 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 实验结果与讨论 |
| 4.1 两种工艺的处理效果 |
| 4.1.1 反应过程中硝氮的变化 |
| 4.1.2 反应器对CODcr的去除效果 |
| 4.1.3 反应器对氨氮的去除效果 |
| 4.1.4 反应过程中亚硝氮的变化 |
| 4.1.5 反应器对总氮的去除效果 |
| 4.1.6 反应过程中pH的变化 |
| 4.2 污染物去除机理的讨论 |
| 4.2.1 对CODCr负荷消减的讨论 |
| 4.2.2 对氨氮负荷消减的讨论 |
| 4.2.3 对总氮负荷消减的讨论 |
| 4.2.4 对pH值变化的讨论 |
| 4.3 反硝化动力学研究 |
| 4.3.1 论分析与推导 |
| 4.3.2 模型的验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 经济效益分析 |
| 5.1 艺造价分析 |
| 5.2 运行成本分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）含油废水酵母菌-SBR处理工艺及微生态群落解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 含油废水的来源及危害 |
| 1.1.1 含油废水的来源 |
| 1.1.2 含油废水的危害 |
| 1.2 含油废水微生物处理方法及研究进展 |
| 1.2.1 微生物处理含油废水机理 |
| 1.2.2 含油废水微生物处理法研究进展 |
| 1.3 酵母菌的特点及其在含油废水处理中的应用 |
| 1.3.1 酵母菌简介 |
| 1.3.2 酵母菌废水处理技术系统特征 |
| 1.3.3 酵母菌处理含油废水的应用及研究进展 |
| 1.4 废水处理工艺中微生物群落及其生理特性研究进展 |
| 1.4.1 传统的微生物培养解析方法 |
| 1.4.2 现代分子生物学解析方法及其研究进展 |
| 1.5 本研究的目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 SBR 废水连续处理试验 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料和仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 酵母菌的扩大培养 |
| 2.3.2 酵母菌 SBR 废水连续处理试验 |
| 2.3.3 活性污泥后续处理效果 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 PCR-DGGE 法对复合酵母菌降解含油废水中优势菌的判定 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 酵母菌基因组DNA 提取 |
| 3.3.2 PCR 扩增 |
| 3.3.3 DGGE 结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 FISH 技术解析Candida tropicalis 在处理含油废水中的作用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 系统中酵母菌和细菌比例的分析 |
| 4.3.2 用FISH 技术解析热带假丝酵母在系统中的作用 |
| 4.4 小结 |
| 4.5 FISH 的不足与展望 |
| 第五章 酵母菌处理含油废水中优势菌定植机制研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 材料与仪器 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 6 株酵母菌的表面特性 |
| 5.3.2 菌株 O2、G1、W1 产乳化剂能力及其对含油废水降解性能的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）陶瓷生物膜工艺处理城市污水中COD和氨氮（论文提纲范文）
| 1 试验装置与方法 |
| 1.1 试验装置 |
| 1.2 试验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 系统启动特性 |
| 2.2 系统重新启动特性分析 |
| 2.3 接种硝化污泥对氨氮去除效果的影响 |
| 3 结 论 |
四、用IAL-CHS反应器降解2,4-DCP和处理啤酒废水的比较（论文参考文献）
- [1]气升式环流反应器处理废水的研究进展[J]. 施云芬,任惠敏,于大禹. 东北电力大学学报, 2018(04)
- [2]纳米Fe3O4负载气单胞菌吸附法处理含铅废水的性能研究[D]. 林蕊. 西南交通大学, 2018(10)
- [3]厌氧流化床微生物燃料电池处理含酚废水性能和机理研究[D]. 刘新民. 中国矿业大学, 2018(12)
- [4]固定化酵母工程菌处理印染废水的研究[D]. 周漫. 西南交通大学, 2016(02)
- [5]紫外辅助化学法降解二氯苯酚和十溴联苯醚的研究[D]. 郑伟. 哈尔滨工业大学, 2015(03)
- [6]内循环折流式生物膜反应器的开发和应用[D]. 徐华. 上海师范大学, 2014(01)
- [7]负载电气石载体对硝化菌生长及处理效能的影响研究[D]. 曾红云. 哈尔滨工业大学, 2012(04)
- [8]基于固相缓释碳源技术的河流强化脱氮处理技术研究[D]. 郭洪源. 北京交通大学, 2012(10)
- [9]含油废水酵母菌-SBR处理工艺及微生态群落解析研究[D]. 田凤蓉. 西北农林科技大学, 2010(11)
- [10]陶瓷生物膜工艺处理城市污水中COD和氨氮[J]. 王远红,曹文平. 水处理技术, 2009(07)