一、优势菌生物增强SBR法处理校园生活废水中试优化操作（论文文献综述）
郭媛[1]（2021）在《铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理》文中指出与活性污泥（Activated sludge,AS）相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有沉降性能优良、生物富集量高和抗冲击负荷能力强等优势特征,因此,AGS技术被誉为一项经济效益突出、具有良好发展前景的新型污水生物法处理技术。然而,该工艺在处理低有机负荷生活污水时存在系统启动周期长、长期运行易失稳和脱氮除磷效能不足等应用瓶颈。针对上述技术难题,本研究提出将铁电解作用耦合于AGS系统,一方面利用电刺激对微生物表面特性、迁移行为和生化活性等的积极影响,另一方面借助阳极电解缓慢溶铁的过程提高元素铁在AGS系统的利用效能,以期形成协同的强化效果,为攻克上述技术难题提供一条简便易行的解决方案。此外,本研究深入解析了铁电解作用下污泥内部各组分随颗粒化过程的变化情况,以及污泥完全颗粒化后其内部的功能微生物和功能基因等,旨在建立“铁电解作用—响应规律—生态功能”三者之间的级联作用关系,助推AGS技术在生活污水处理领域的工程化应用与理论发展。提出了一种耦合铁电解作用强化AGS形成的新方法,培养出一种形成速度快、颗粒结构稳定和多路径脱氮除磷的原位沉积铁矿型AGS。在常用于培养AGS的序批间歇式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）中,安装了一对由活性铁阳极和惰性钛阴极组成的电极单元,成功构建了一种耦合铁电解作用的AGS系统,并基于颗粒化速率和污染物去除效能的评估,重点优化了铁电解单元的作用方式和施加电压。结果表明,在交替式缺氧/好氧（AN/O＿SBR）的周期运行模式下,施加1.0～1.5 V的恒定电压于缺氧阶段,在低有机负荷（1.35 kg COD/（m3?d））进水条件下该耦合系统可以20 d内完成启动、60 d后稳定运行,培养出的AGS具有沉降性能好、比重大和微生物活性高等优势特点。这种AGS内部沉积有铁系矿物,该无机组分不仅增强了颗粒结构的稳定性,而且构造了交联互通的孔隙结构,有利于细菌生长所需基质以及代谢产物的传输,有效克服了传统自凝聚形成的AGS结构稳定性差的固有劣势。此外,在1.5 V铁电解作用下完全颗粒化后的耦合系统对于实际的生活污水也具有优良的污染物处理效能,与无铁电解作用的对照组相比COD、TN和TP的去除率分别提高了4.0%、27.3%和39.9%,且系统出水中碳氮磷的浓度均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。探究了铁电解作用下污泥内部无机矿物、微生物和胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）三种组分随颗粒化过程的协同演变规律,阐明了基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机理。结果表明:在好氧污泥的颗粒化过程中,污泥内部的无机矿物由无定型的铁氧化物逐渐转变为结晶型的磷酸铁系矿物;污泥EPS中C-（C/H）形式的C会被部分氧化为含氧的C结构（C-OH、C=O和O-C=O）,赋予EPS络合金属阳离子的性能;污泥中的微生物群落结构也发生了明显的演替,逐渐富集生长与EPS分泌和氮磷污染物去除相关的功能微生物。基于此,推断并验证了颗粒化各阶段发挥主要作用的组分类型及其影响机制,即:EPS在原位沉积铁矿型AGS的形成初期发挥重要作用,一方面通过粘附作用滞留下微小絮体,另一方面经氧化而具备络合特性,为Fe2+、Fe3+和Ca2+等金属离子卷入污泥基质提供前提条件;在颗粒化的增长期,颗粒内无定型铁氧化物的赋存明显改善了污泥的沉降性能,有利于滞留更多生物质于反应器中进一步生长和颗粒化;当污泥完全颗粒化后,颗粒内部的主要无机组分为结晶型磷酸铁系矿物,其与污泥内的微生物和EPS协同作用维持着颗粒结构的稳定。揭示了本研究培养的原位沉积铁矿型AGS多路径协同脱氮除磷的去污机制。结果表明:对于1.5 V铁电解作用下形成的原位沉积铁矿型AGS,其适中的污泥粒径（1.7 mm）和铁含量（30 mg/g SS）为铁营养型和不同需氧类型细菌的生长和繁殖提供了适宜的溶氧微环境和铁需求量。与无铁电解作用下形成的AGS相比,原位沉积铁矿型AGS内部被检出存在多种类型的反硝化菌,异养、自养和混养反硝化菌在该污泥所有反硝化菌中的相对比例分别为74.5%、10.3%和15.2%,且这三类反硝化菌在整个微生物群落组成中的总丰度高达42%。通过颗粒污泥的离体摇瓶实验,进一步证明了原位沉积铁矿型AGS内部存在依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径,该路径与其他脱氮路径共同作用下,赋予了耦合铁电解作用的AGS系统优良的TN去除效能。此外,该AGS中与铁和氮代谢相关的细菌可以通过相关功能基因的管控,严格控制元素Fe在细胞质内的积累量,并将Fe2+与NO3--N的反应场所限定于细胞周质层中。基于原位沉积铁矿型AGS中磷元素的赋存形态分析,推断并验证了在耦合铁电解作用的AGS系统中高效的TP去除效能归因于生物化学协同除磷,主要包括三种路径,分别为聚磷菌主导的生物除磷,阳极溶出的铁离子（Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ））与PO43-共沉淀的化学除磷,以及AGS内部富含的铁氧化物对PO43-的吸附除磷。
陈芳[2]（2021）在《污泥高温微氧消化释放内碳源提升低碳氮废水生物脱氮》文中提出碳源在污水生化处理中对厌氧阶段磷的释放、反硝化脱氮和异养型微生物的代谢等都有重要影响。一般认为,废水生化处理体系中C/N（碳氮比）不低于2.86时才能进行正常的反硝化反应,而除磷过程所需的C/P（碳磷比）至少要达到18～20;工程实际应用时,当进水C/N低于3.4时,则要求补充碳源以提升生化处理效能。污水处理厂进水碳源较低时,可通过添加甲醇、乙酸钠这类措施或途径以满足废水处理进程对碳源的需求,但会导致污水厂运行费用上升,底泥产量也明显增加。相比传统的厌氧发酵释放污泥内碳源存在反应进程缓慢、碳源释放速率较低的问题,本研究采用高温微氧（TMAD）技术释放污泥内碳源,向高温消化系统中投加镁盐并同时调控pH等工艺参数,提升消化上清液中C/N、C/P比例,优化污泥内碳源品质。所得污泥内碳源补充至SBR反应器,利用模拟废水以及实际生活污水验证了废水生物脱氮除磷效果,为高温微氧消化释放污泥内碳源强化低碳氮废水生物处理效能提供了技术支撑与理论指导。考察了连续运行的TMAD消化体系pH条件、镁盐投加量及加药方式对污泥内碳源释放进程的影响,获得的适宜工艺条件为:镁磷摩尔比1.4,氯化镁试剂一次性投加,每24h调整消化体系pH至9.0。反应器在优化工况条件下运行时,第144 h时消化体系中C/N、C/P分别为20.9、139.0。三维荧光光谱分析表明,污泥消化后上清液中有机物包含微生物副产物、蛋白这类物质,增大镁盐投加量会促进微生物副产物的转化;碱性条件下pH值越高,消化体系中蛋白类物质越容易被代谢降解为低分子物质,pH 10.0的体系在反应后期无法检测到蛋白类物质。XRD分析证实,消化污泥内存在鸟粪石这一沉淀物质,充分反应出消化上清液中氮、磷含量的降低与镁盐投加密切相关。半连续运行时,消化体系投加镁盐后,消化上清液中短链脂肪酸SCFAs与化学需氧量SCOD比值为34.8～37.5%;释放的蛋白和多糖通常会得到快速降解,消化液中蛋白质、多糖与SCOD的比值分别为2.0%与2.8%。有机物分子量测试结果显示:消化进程中MW<10 KDa和MW<1 KDa的物质占总有机物的比例维持在65.0～84.0%,半连续运行条件下TMAD系统达到稳定消化时,消化液中有机物主要为小分子类物质。采用高温微氧技术消化处理污泥,释放的污泥碳源添加至低碳氮废水生化处理体系,SBR工艺体系适宜条件如下:DO 3.0～4.5 mg/L,C/N为7.0,消化上清液投加量15 mg/L;SBR工艺好氧运行2.5 h、缺氧反应3 h、沉淀0.5 h后排水,整个运行周期时间控制为6 h。SBR工艺连续运行时,出水中SCOD、TN、TP含量均符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》规定的一类排放标准。利用TMAD技术开发污泥内碳源时,低碳氮废水生化处理体系补充碳源的成本将低于直接投加乙醇等碳源,开发的技术也有利于污水处理厂污泥减量化。
谢慧娜[3]（2021）在《生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究》文中指出将零价铁与微生物耦合（零价铁生物铁法）强化生物法处理废水中难降解有机物近年来得到学者们广泛研究。然而,目前零价铁生物铁法研究大都集中在污染物降解效果、运行参数优化等方向上,对体系中强化微生物的形成、零价铁与微生物的作用关系、降解机制等认识不足,这给该技术的规模化应用带来一定的局限性。本文选取具有比表面积大、比表面能高、氧化还原性能强等特点的海绵铁（SFe,一种特殊的零价铁）,将其与微生物耦合形成特殊的零价铁生物铁法,即生物海绵铁体系（SFe-M）。利用SFe-M体系处理多种难降解有机废水,验证其处理效果及初步分析其微生物结构特征;选取环丙沙星（CIP）为代表污染物,考察长期运行中SFe投加量对体系处理效果和Fenton-like效应影响;以SFe-M体系中微生物为考察对象,探究其在不同运行阶段结构特征,揭示SFe-M体系中强化微生物演变过程;将SFe-M体系中SFe去除,探究驯化成熟的强化微生物在脱离SFe后反应器运行效果及微生物群落变化;利用Tafel曲线探究SFe-M体系中SFe腐蚀特性,同时分析污染物降解过程中微生物、Fe（Ⅱ）和活性氧物种之间的关系,考察体系中微生物与Fenton-like产生关系;通过平行对比实验,分析SFe-M体系降解污染物过程中各降解作用贡献度,同时测定CIP降解中间产物,探讨SFe-M体系强化降解有机物作用机制。研究结果丰富了零价铁生物铁法降解机制研究的内容,为零价铁生物铁法在难降解有机废水处理中的推广使用提供数据参考和技术支持。论文主要结论如下:（1）SFe-M体系较普通SBR对苯胺废水、硝基苯废水、CIP废水、实际腈纶废水去除率明显提高,即SFe-M体系对难降解有机废水处理具有广泛适应性;对于实际腈纶废水和硝基苯废水处理,SFe的出现会促进部分微生物生长,即SFe的存在对专性降解菌有良好的筛选和促进富集作用。（2）SFe-M体系中SFe投加量为90 g/L时,体系对COD和CIP处理的稳定性和降解效果最佳。Fenton-like效应是微生物和SFe协同互促产生的,且铁剂量显着影响Fenton-like效应强弱;SFe投加量为45 g/L时,SFe-M体系Fenton-like效应远小于投加量为90 g/L和135 g/L的反应器,但135 g/L的SFe投加量并不能显着提高体系Fenton-like作用,故90 g/L的SFe才能更加经济有效的促进Fenton-like产生。（3）除在CIP浓度为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系中微生物群落结构丰富度和多样性都显示出最大值;门水平上,各反应器中微生物结构在不同阶段差异较小,其中,Proteobacterta和Bacteroidetes在0.5 mg/L阶段受抑制作用,Planctomycetes和Chloroflexi在CIP浓度为3 mg/L时开始富集;属水平上,CIP为0.5 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系群落结构相近,SFe促进Zoogloea、Tessaracoccus富集;CIP为1 mg/L阶段,SFe能够强化Saccharimonadales对CIP的耐受性,且促进Thermomonas、Berkelbacteria富集;CIP为3 mg/L阶段,SFe-M体系和SFe体系微生物群落结构差异性增大,Nakamurella、Terrimonas、Silanimonas、Arenimonas等是SFe-M体系强化降解有机物的主要贡献者;CIP为5 mg/L阶段,SFe-M体系主要优势菌属有Nakamurella、Reyranella、Pe M15,其中,Reyranella的存在反映了SFe-M体系微生物结构的完整性,而Pe M15的富集间接反映了体系缺氧区的存在,这些具有不同作用和特性微生物的存在使得SFe-M体系中群落结构更加完整和多样化。（4）初始接种污泥中微生物在SFe刺激下,SFe-M体系中群落结构发生显着差异。门水平上,主要由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi等组成,其中,Proteobacterta受初期抑制逐步转化为富集,Chloroflexi在SFe强化下逐步富集,而Bacteroidetes逐步被淘汰。属水平上,微生物不断发生演变,SFe-M体系在不同阶段形成特有的微生物群落结构;在稳定期,初始接种污泥中有近60%的微生物逐步富集形成强化的微生物体系,如Tetrasphaera、Nitrospira、Azospira、Thermomonas等;在不同运行阶段,优势菌群又显示出一定差异性,反映了SFe-M体系中微生物演变过程;LEf Se分析表明,SFe-M体系中显着差异物种数在初期（0.5 mg/L、1 mg/L）降低,而在后期（3 mg/L、5 mg/L）显着差异物种数量增加;在CIP浓度为0.5 mg/L、1 mg/L、3 mg/L、5 mg/L阶段,对污染物降解贡献最大的物种分别为Saccharimonadia（c）、Propionibacteriaceae（f）、Gammaproteobacteria（c）、Alphaproteobacteria（c）。（5）SFe-M体系中驯化形成的强化微生物对SFe有很强的依赖性。在去除SFe后,污泥结构稳定性变差,35 d后CIP降解率接近于0,体系Fenton-like作用逐步消失,微生物代谢能力降低。微生物群落结构丰富度和多样性明显降低;门水平上物种没有显着变化,仍是由Proteobacterta、Actinobacteria、Patescibacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi、Acidobacteria组成,但原有优势菌相对丰度随反应进行逐步降低;属水平上,第10 d和35 d都有新的抗性菌出现（如Acinetobacter、Microtrichaceae）,但其并不能长期稳定存在,即去除SFe后,强化微生物有效运行时间仅能维持35 d左右。（6）在SFe-M体系中,SFe自腐蚀倾向逐步增大,从第0 d到第35 d,SFe由受阴极扩散控制作用到同时受阴极扩散和阳极活化作用,腐蚀速率由0.066 mm/a提升至12.633 mm/a,保证了体系中Fe（Ⅱ）的持续溶出;·OH与Fe（Ⅱ）的变化趋势基本一致,具有强化微生物结构的SFe-M体系中H2O2平均产生量是普通活性污泥构成的SFe-M体系（2#普泥+SFe）和单纯海绵铁体系（3#SFe）之和的3倍,且Fe（Ⅱ）持续溶出受体系中微生物结构特性的影响,SFe-M体系污染物降解归因于微生物、Fe（Ⅱ）和Fenton-like效应的协同作用,三者始终处在动态平衡中;2#普泥+SFe和5#铁泥+SFe的强化因子分别为1.04和2.98,即SFe和微生物有明显的耦合强化作用,且驯化后的微生物与SFe协同作用更强。CIP结构上的哌嗪环、C-F键、环丙烷环、羧基及其中间产物受·OH攻击或微生物代谢,通过四种降解途径完全去除;其中,微生物代谢贡献度为82.4%,微生物Fenton-like作用贡献度为13.1%,SFe/O2Fenton-like作用贡献度为3.3%。
包美玲[4]（2020）在《藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究》文中指出目前,养猪废水主要采用厌氧+好氧生物法进行处理,厌氧消化处理后的养猪沼液因具有高氨氮浓度,低C/N比的水质特点,传统生物脱氮技术面临着氮去除率不高、曝气能耗大、外加碳源量高等诸多难题亟待解决。短程硝化反硝化新型脱氮技术具有能够降低曝气和外加碳源需求等优点引起了学者们高度关注。微藻生物反应器具有良好的氮磷去除性能,在养猪废水的处理与资源化回收方面具有良好的应用前景。本文将短程硝化反硝化这一研究热点与微藻系统处理养猪废水这一新兴技术相结合,充分发挥两种技术高效脱氮除磷的特点,利用微藻和短程硝化污泥联合构建藻菌共生光序批式生物膜反应器（PSBBR）,探究其处理养猪沼液的影响因子、长期运行短程脱氮效能,并对系统氮转化路径和菌群结构进行分析,初步探讨了藻菌共生PSBBR系统短程脱氮机制。本文主要研究内容和结论如下:（1）利用高浓度氨氮和低C/N比的进水,在调控系统p H为7.5～8.5、DO为0.8～1.2 mg/L条件下驯化短程硝化污泥。结果表明驯化50d左右获得了具有高NH4+-N去除效能和短程硝化作用的污泥,其氨氮去除能力为12.30 mg NH4+-N/（g MLVSS·h）,好氧过程亚硝酸盐积累率（NAR）为92.22%。对比先投加污泥后投加微藻和污泥、微藻同时投加两种方式对构建藻菌共生PSBBR体系的影响,结果表明先泥后藻投加的系统脱氮除磷相对更好,特别是脱氮优势显着。（2）以氮磷去除率及出水叶绿素a浓度为评价指标,探究了水力停留时间（HRT）、光照强度对PSBBR脱氮除磷的影响。结果表明HRT和光照强度对系统脱氮除磷均有影响,其中HRT对系统除磷影响较为显着,系统在HRT为2d、光照强度为5000lux时,脱氮除磷效果好,反应器污水日处理量较大、且能源消耗较低。此时系统NH4+-N、TN和TP去除率分别可达97.03%、93.51%、82.55%,出水叶绿素a浓度为178.96～212.65μg/L。（3）长期运行藻菌共生PSBBR,考察系统脱氮除磷效果,短程硝化稳定性及碳源经济性,并且依据氮守恒原则分析了氮转化路径。结果表明系统在NH4+-N负荷为300 mg·L-1d-1下运行37d时,NH4+-N、TN和TP去除率平均值分别为96.25%、93.36%、82.66%,系统脱氮除磷效果较好,NAR平均值为91.93%,实现了稳定的短程硝化。反硝化阶段单位体积进水乙酸钠投加量为973.69 mg/L,比纯污泥SBBR节省碳源17.8%、比传统生物脱氮技术节省碳源约60.5%。菌群的主要脱氮途径为NH4+-N→NH2OH→NO2--N→NO→N2O→N2,部分反硝化最终产物为N2O。系统稳定运行阶段,NH4+-N和TN平均去除率分别为96.6%、95.3%,其中6.8%的氮被生物质吸收,88.5%的氮通过短程硝化反硝化去除。（4）利用高通量测序技术分析了不同时期活性污泥菌群结构及功能菌丰度变化规律。结果表明原始污泥驯化为短程硝化污泥后,微生物丰富度、多样性及均匀度均降低。短程硝化污泥中氨氧化菌（AOB）丰度为19.31%,这主要是亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）,亚硝酸盐氧化菌（NOB）丰度低于0.1%,AOB/NOB比大于193.1。藻菌共生PSBBR运行37d后的生物膜中AOB丰度为5.65%,NOB丰度低于0.1%,AOB/NOB比大于56.5,此时生物膜仍具有良好的短程硝化功能,此外生物膜中相对丰度为76.61%的陶厄氏菌属（Thauera）有利于系统脱氮。
杨涛[5]（2020）在《水中头孢氨苄去除技术研究》文中认为头孢菌素类抗生素是目前广泛使用的一种抗生素,种类多达60余种,性状稳定,抗菌谱广,被临床广泛应用于解决革兰氏阴性菌引发的感染问题。近年来,地表水、地下水和土壤中相继被检测到低浓度的抗生素残留,并且环境中耐药菌的增加使得人们开始关注环境中残留的抗生素污染问题。环境中残留的抗生素会导致耐药菌不断增加,疾病治疗社会成本不断增加,且通过食物链富集威胁人类的健康。本研究以高效降解水体中头孢氨苄为目标,进行了光催化和高效菌处理头孢氨苄废水技术研究,研究结果可为废水中抗生素的去除提供技术参考。采用简单的水热法和高温煅烧成功将碳量子点（CQDs）负载在TiO2和WO3的异质结材料表面,合成了一种新型高效的光催化剂TWC3,并且WO3和CQDs最佳掺杂质量配比分别为2%和3%。根据头孢氨苄光催化降解速率拟合的一级速率常数k,TWC3的催化活性分别是纯TiO2和纯WO3的3.1倍和46.6倍。XRD、XPS、TEM、BET等一系列材料表征方法都证明了 TiO2、WO3、CQDs很好地结合在一起。利用UV-DRS、PL、EIS和可见光实验等对光催化机理进行了探究,结果表明WO3可以与TiO2形成异质结,从而改善电子与空穴的分离,并扩展可见光吸收光谱。另一方面,通过将CQDs用作光生电子通道,提高了光生电子的转移速率,并进一步拓宽了可见光谱,使得光催化活性显着提升。自由基淬灭实验证明了光催化反应中存在空穴、·OH、1O2、和·O2-等活性物质,其对于氧化有机物的贡献能力依次为空穴<1O2<·OH<·O2-。利用LC-MS检测了头孢氨苄光催化降解产物,基于定量构效关系（QSAR）,采用毒性估计软件（T.E.S.T.）对头孢氨苄及其降解中间体的毒性进行了计算,发现中间产物比头孢氨苄表现出更高的生物毒性,但由于光催化实验进行4 h后头孢氨苄的矿化率可以达到92.4%,因此处理后的头孢氨苄废水的生物潜在风险显着降低。从生活污水处理厂污泥中分离出了一株能高效降解头孢氨苄的菌株CQ2,经16S rDNA基因序列鉴定,该菌株系苍白杆菌（Ochrobactrum sp.）。该菌株不能直接以头孢氨苄为唯一碳源,但可以利用其它有机物如葡萄糖在共代谢的作用下降解头孢氨苄。考察了温度、pH、混合强度和接种量等对CQ2菌的生长和头孢氨苄降解效率的影响,结果表明,最佳培养条件为温度30℃,pH为7.0,转速150 rpm,接种量5 vol.%,在该条件下培养28 h,对初始浓度为10mg·L-1的头孢氨苄可降解至未检出。且最优条件下,CQ2菌对阿莫西林（青霉素类）、土霉素（四环素类）、磺胺嘧啶（磺胺类）、培氟沙星（喹诺酮类）抗生素的36h去除率分别为未检出、62.34%、50.29%、5.12%,表明CQ2对阿莫西林也具有较好的去除效果,但对培氟沙星耐药性较差。使用LC-MS/MS测定了头孢氨苄的降解中间产物,并提出了 CQ2菌降解头孢氨苄可能的两条降解路径。将头孢氨苄去除高效菌CQ2和磺胺嘧啶去除高效菌JSD2应用到实际废水中,通过小试和中试试验去除猪场废水中的抗生素,对比空白试验发现加菌后去除抗生素能力略有提升但不明显。传统的活性污泥经短期驯化后在SBR装置中也能较好地去除水中的抗生素,整体去除率约为90%左右。由于实验所用猪场废水中抗生素浓度较低,浓度主要在μg·L-1和ng·L-1级别,检测难度大,存在10%-20%的实验误差,且不加菌抗生素的去除率就达到90%,大大增加了实际废水中验证高效菌降解抗生素性能的难度。因此,选择向实际水中人为添加抗生素至10 mg·L-1进行后续试验,得到CQ2菌和JSD2菌在处理实际水时最佳投加比例分别为10%和15%。在中试试验中,发现JSD2菌的加入对磺胺嘧啶的去除略有提升,磺胺嘧啶去除速率相较于空白实验提升了 1.91倍,但整体去除速率不足小试结果的1/3,一方面由于中试现场温度较低,另一方面是由于中试连续进入高浓度抗生素废水。但CQ2菌中试效果验证实验中因为在实际水中检测不出头孢氨苄,无法验证在中试中投加CQ2对抗生素去除的影响。
张周翀[6]（2020）在《旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响》文中研究说明污水生物处理装置中往往会出现一些微型动物,其中蛭形轮虫颇受关注,因为蛭形轮虫可以被用作为污水生物处理性能良好的指示生物,但对蛭形轮虫在污水生物处理中的作用仍不甚明了。本论文以活性污泥生物处理系统中一种常见的蛭形轮虫——旋轮虫为研究对象,探讨了旋轮虫及其分泌物对分离自活性污泥的絮凝性细菌的絮凝性和生长特性的影响、以及对序批式生物反应器（Sequencing Batch Reactor,SBR）污水生物处理性能和反应器中活性污泥的微生物群落结构的影响,以期揭示旋轮虫在生物处理系统中的作用、并为建立以利用微型动物有益作用为特征的提高活性污泥絮凝活性和污水处理性能的新技术提供科学依据。本论文的主要的研究内容和研究结果如下:（1）从活性污泥中分离和筛选细菌供后续实验使用。共分离出30株细菌,从中依据细菌的生长特性与絮凝性、筛选出8株细菌供后续实验使用。经过形态特征鉴定和16S r DNA测序鉴定,确定8株细菌分别为Alcaligenes faecalis XJ4,Alcaligenes aquatilis XJ19,Stenotrophomonas koreensis XJ20,Rheinheimera mesophila XJ22,Bacillus thuringiensis XJ23,Bacillus amyloliquefaciens XJ24,Bacillus cereus XJ25和Bacillus velezensis XJ26。（2）旋轮虫分泌物对细菌的生长密度和絮凝活性的影响。由于前期一些研究已经初步明确了旋轮虫对细菌的作用方式主要是通过其分泌物起作用,因此,相关研究的着眼点放在了旋轮虫分泌物上。8株细菌中2株细菌絮凝活性处于50%～60%、4株细菌絮凝活性处于60%～80%、2株细菌絮凝活性处于80%～100%,这些细菌按其絮凝活性的相对大小可以分成低、中、高三组。旋轮虫分泌物对低、中、高三组的细菌生长密度的平均提高率分别为31.7%、32.5%、29.6%、细菌絮凝活性的平均提高率分别为6.4%、17%、4.3%。这个结果显示出在细菌培养基中添加了旋轮虫分泌物后,细菌的生长密度和絮凝活性均有一定的促进作用,并提示了旋轮虫分泌物的促进作用对于中絮凝活性的细菌更为明显,这可能是因为低絮凝活性的细菌本身的生物絮凝剂分泌效率较低、限制较大,高絮凝活性的细菌提升空间较小,而中絮凝活性的细菌则具有较小的限制条件和较大的提升空间。（3）旋轮虫分泌物对细菌达到最大絮凝活性时间和最大生长密度时间的影响。对培养基中添加了旋轮虫分泌物的菌株XJ4和XJ20达到最大生长密度的时间相较于未添加旋轮虫分泌物的对照组提早了12 h,添加了旋轮虫分泌物的其余6种细菌达到最大生长密度的时间与对照组相同;添加了分泌物的XJ20,XJ23和XJ24达到最大絮凝活性的时间相较于对照组提早了12 h,添加了旋轮虫分泌物的其余5种细菌达到最大絮凝活性的时间与对照组相同。因此可见,旋轮虫分泌物可以缩短某些细菌达到最大生长密度和絮凝活性的时间,即具有促进细菌的生长速度和细菌产生絮凝物质的速度的作用。（4）旋轮虫及其分泌物对细菌的污染物去除性能的影响。8株细菌对生活污水中COD的去除率为33.2%～66.2%,对TOC的去除率为22.8%～53.8%;添加了旋轮虫分泌物以后8株细菌对COD的去除效率提高了4%～18.2%,平均提高了11.7%;添加了旋轮虫分泌物以后8株细菌对TOC的去除效率提高了0.8%～12.7%,平均提高了5.55%。旋轮虫分泌物可以在不同程度上提高细菌对有机物的去除效率的实验结果,提示了旋轮虫不仅影响细菌的生长,而且会影响细菌的活性。（5）旋轮虫及其分泌物对SBR的污水生物处理性能的影响。设置了3个实验组:在SBR中添加了旋轮虫的轮虫组（R组）,添加了旋轮虫分泌物的旋轮虫分泌物组（RS组）,以及旋轮虫或旋轮虫分泌物均未添加的对照组（C组）。SBR污水处理系统中,在运行12 h时R组和RS组的COD、TOC、NH3-N、TN和TP去除率均显着高于对照组,其中C组、R组、RS组的COD去除率分别为70.4%、79.1%、82.5%;在整个实验期间（12 h-10 d）,3组的污染物去除率总体上较为相近,其中C组、R组、RS组的COD去除率分别为89.8%、92.4%、92.8%。表明在SBR运行初期,即反应器的生物处理性能尚未处于较高水平时,旋轮虫的存在或旋轮虫分泌物的添加均有较明显的提高生物处理性能的作用;而在反应器的生物处理性能处于较高水平时,旋轮虫的存在或旋轮虫分泌物的添加对生物处理性能的提高作用就很有限。R组与RS组对污染物的去除效果基本上很相近,提示了旋轮虫在生物处理中的有益作用主要是通过旋轮虫分泌物的形式发挥作用。（6）旋轮虫及其分泌物对微生物群落结构的影响。对C组、R组和RS组的活性污泥样品的微生物测序结果的优化序列和Coverage分析结果分别表明,测序数据量足以检测足够的物种,测序深度高、测序结果可以代表活性污泥中微生物群落结构的真实情况。对C组、R组和RS组的样品的稀释性曲线分析、丰度等级曲线分析和韦恩图（VENN）分析结果分别表明,3组样品具有相似的变化趋势和幅度、3组样品的均匀度相似、3组样品间的微生物种类差异较小。对活性污泥样品中的Chao指数、Ace指数和Simpson指数的分析结果均表明,3组样品中的微生物群落的丰富度较为相近。C组、R组和RS组样品的Shannon指数分别为4.83,4.87和4.97,表明3组生物多样性相似,R组和RS组的多样性略优于C组。对C组、R组和RS组的活性污泥样品的微生物相对丰度分析结果表明,3组在门、纲、目、科、属水平上优势种类的组成均具有一定的相似性。上述结果总体上表明在SBR运行结束时C组、R组和RS组之间具有相似的微生物群落结构,R组和RS组的有些微生物学指标略优于C组。比较SBR运行后期3组之间的的污染物去除效能特点与运行结束时3组之间的微生物群落结构特点,显示出污水处理效能与微生物群落结构组成有高度的一致性。
李娜[7]（2018）在《抑制剂控制的短程硝化反硝化及其处理油页岩废水研究》文中指出与传统脱氮工艺相比,短程硝化反硝化能够减少需氧量和有机碳源、缩短水力停留时间、减少产泥量,短程硝化降低污水处理费用的同时使低碳氮比废水的高效脱氮成为可能。短程硝化反硝化的影响因素有很多,但在实际应用中单一因素的控制很难实现亚硝氮的积累,增加了短程硝化反硝化实现的难度。为此,本论文研究了通过投加抑制剂实现短程硝化反硝化稳定运行,降低短程硝化过程中诸因素的影响,并对油页岩干馏废水短程硝化进行了研究。首先,采用MOE（Molecular Operationg Environment）模拟分析了甲酸和联氨对氨氧化菌及亚硝酸盐氧化菌关键酶的影响。结果表明,有甲酸存在的情况下,氨氧化菌与反硝化菌会逐渐增长并成为优势菌;联氨不会通过与蛋白结合而影响细菌的功能代谢,联氨对短程硝化的影响可能仅是其毒性对NOB产生较强的抑制作用。探索了甲酸和联氨对短程硝化控制的可行性。以模拟生活污水为处理对象,在SBR（Sequencing Batch Reactor）系统中进行了投加甲酸对短程硝化影响的实验研究。PH为7.5～8.5,室温,DO大于2 mg/L,每隔两天投加一次0.25 mL/L于反应器中,运行稳定后平均亚硝氮积累率为77.88%,平均氨氮去除率为99.65%,平均COD去除率为92.4%。镜检显示,活性污泥菌胶团絮粒较大,结构紧密,边缘清晰,镜检到了楯纤虫和钟虫,可见系统运行稳定。电镜扫描显示,活性污泥中的细菌数量多,主要由杆菌和球菌组成。活性污泥样品高通量测序分析结果显示,投加甲酸后活性污泥的优势菌种有所增加,说明甲酸对生物多样性做出了贡献。甲酸对短程硝化的抑制机制分析结果表明,投加甲酸的系统中亚硝氮的积累主要归因于甲酸对AOB活性的促进作用,与MOE模拟甲酸对AOB及NOB关键酶活性影响的结果相一致。研究了联氨投加于SBR系统中对短程硝化的影响。隔天投加一次7.5 mg/L联氨于反应器中可获得较好的亚硝氮积累。未投加联氨和投加7.5 mg/L联氨反应器出水氨氮平均值分别为2.74 mg/L、1.44 mg/L,出水亚硝氮平均值分别为2.17 mg/L、12.23 mg/L,平均COD去除率分别为93.2%、91.5%。投加联氨的活性污泥较未投加联氨的活性污泥絮体密实,含有大量微生物菌胶团。对比未投加联氨和投加7.5mg/L联氨的活性污泥电镜扫描图片可以看出,投加联氨的活性污泥结构较未投加的致密,紧凑,且菌落数量明显升高。高通量测序分析结果显示,Thauera、Verrucomicrobiaceaeuncultured、env.OPS17norank、Rhodocyclaceae—unclassified这四株菌只在投加联氨的系统中为优势菌。联氨的抑制机制分析结果表明,投加联氨的系统中亚硝氮的积累主要归因于联氨对NOB的抑制作用,与MOE模拟联氨对AOB及NOB关键酶活性影响的结果相一致。鉴于甲酸和联氨对短程硝化抑制机理的差异,对甲酸和联氨联合控制的短程硝化进行了研究,加药方式为甲酸-联氨2时短程硝化效果最好。系统运行稳定后,出水氨氮平均值为0.79 mg/L,氨氮平均去除率为98.5%,亚硝氮积累率为92.4%,出水硝氮平均值为1.81 mg/L。16 sRNA基因序列共鉴定了11个门,其中变形菌门Proteobacteria占主导地位,在甲酸-联氨2统中占64.23%,其次为拟杆菌Bacteroidetes,占21.94%。Flavobacterium、Nitrosomonas、Chlorobium、Comamonas仅在甲酸-联氨2系统中为优势菌,其中黄杆菌属Flavobacterium具有脱氮作用,亚硝化单胞菌Nitrosomonas是短程硝化稳定运行的体现,丛毛单胞菌属Cmomaonas能够脱氮、降解有机物,可见系统有较强的短程硝化能力。对MBBR系统中的HRT、pH、进水氨氮浓度、进水COD浓度等影响短程硝化反硝化的因素进行了单因素影响实验,并研究了在有无甲酸-联氨2投加时对短程硝化的多因素影响,实验结果表明,短程硝化的实现是多因素共同作用的结果,每一个因素的改变都影响着短程硝化的实现,但通过在装置中投加甲酸-联氨2联合抑制剂,能够相对减弱系统内参数变化对亚硝氮积累的影响,保持相对稳定的短程硝化。利用MBBR工艺对油页岩干馏废水进行了抑制剂控制的短程硝化反硝化研究。逐渐增加油页岩废水比例对填料进行挂膜驯化的方式为最佳启动方式。挂膜驯化稳定运行后通过投加甲酸-联氨2能够快速启动短程硝化,运行稳定后平均积累率可达97%以上。MBBR系统进水为稀释2倍的油页岩干馏废水时,平均COD去除率为79.0%,平均氨氮去除率为78.9%,平均总氮去除率为47.5%。增加HRT,出水趋于稳定后,COD的去除率变化不大,氨氮和总氮的平均去除率均有所提高,分别为85.2%、59.8%,出水氨氮、总氮平均值分别为27.39 mg/L、126.34 mg/L。整个实验过程,亚硝氮积累率始终保持90%以上,几乎未受进水水质变化的影响,可见甲酸-联氨2的投加对短程硝化的稳定运行起到了非常重要的作用。另外,根据甲酸和联氨的价格和投加量,处理1吨水每天的费用约为0.67元,这与实现短程硝化节省的碳源和能耗相比经济上是非常可行的。分层MBBR短程硝化处理油页岩干馏废水时,平均亚硝氮积累率为96.5%,比不分层MBBR 93.9%的平均亚硝氮积累率高出了2.6%。结果表明,将MBBR反应器内部进行纵向分层对亚硝氮的积累也有着一定的积极意义。高通量分析结果显示,随着实验各阶段的稳定运行,虽然生物膜中微生物的物种丰富度和微生物多样性逐渐降低,但其优势菌种数量没有降低,Nitrosomonas、Thiobacillus、Parcubacterianorank、Comamonas、Ferruginibacter、Diaphorabacter仅在进水为稀释2倍的油页岩干馏废水实验末期为优势菌,Nitrosomonas成为系统中的优势菌保证了系统短程硝化的稳定运行。Thauera、Hydrogenophilaceaeuncultured为三个实验阶段生物膜中共同拥有的优势菌,这两株菌均为系统主要脱氮的菌种,且Thauera对多种芳香族污染物有降解能力,表明系统始终拥有较强脱氮及有机物降解能力。
刘志刚[8]（2014）在《复合菌剂强化SBR处理垃圾渗滤液的研究》文中研究表明SBR能够有效地处理生活污水和低浓度有机工业废水,且工艺简单、运行费用低。垃圾渗滤液水质复杂,含有多种有机污染物,CODcr和氨氮含量高,对微生物有抑制作用,降低了SBR的处理效果。本文研究复合菌剂强化SBR工艺对渗滤液的处理效果的影响。得出如下结论：（1）经过※个周期不同进水驯化,确定SBR最佳运行参数,具体运行工况为：进水期※h、曝气※h、缺氧※h、曝气期※h、缺氧※h、曝气※h、沉淀期※h、排水期※h。（2）运行SBR反应器,分别处理稀释※%、※%、※%、※%、※%、※%渗滤液以及渗滤液原样,实验组比对照组对CODCr、NH3-N、TN、TP、BOD5、SS平均去除率分别※了※%、※%、※%、※%、※%、※%,表明复合菌剂※了SBR对渗滤液的处理效果；分别对两组反应器进行有机负荷冲击,实验组对CODcr的去除率比对照组※※%,表明复合菌剂※了活性污泥耐负荷冲击能力。（3）分别对驯化前活性污泥、驯化结束后、运行结束后实验组和对照组活性污泥取样,采用MPN计数法对其中微生物进行计数,对比对照组,实验组细菌数量※了※个/L,表明投加复合菌剂※了污泥中微生物的生长繁殖；计算并分析五组样品中微生物群落ERIC-PCR指纹图谱※以及各样品的指纹图谱条带,实验组的条带明显比对照组※驯化及运行结束后,实验组与对照组的ERIC-PCR指纹图谱相似性均为※%,表明复合菌剂※了活性污泥的微生物种群结构。
黄鑫[9]（2013）在《六里坪镇垃圾填埋场—渗滤液处理设计》文中研究指明六里坪镇垃圾填埋场在实际运用中未建立垃圾渗滤液处理系统,只是将其简单的收集在一起,集中排放到附近地表水域中,这样不仅会造成生态污染,影响动植物的生理活动,在此考虑建设渗滤液处理系统；且城市污水处理厂与渗滤液处理系统距离较远,因此需要在场内修建完全独立渗滤液处理系统。本论文设计如下：（1）本处理以十堰市六里坪镇垃圾填埋场产生的渗滤液为设计对象。（2）通过工艺比选,选择设计的渗滤液处理工艺流程为调节池—空气吹脱法-UASB-SBR-吸附混凝—消毒池。（3）在预处理阶段对渗滤液采用了物、化法,采用了空气吹脱法来去除大量的氨氮,这种方式对接续着的生物处理阶段有很大的帮助。（4）此后采用了生物处理方法,即厌氧-好氧交序处理（UASB-SBR）结合的方法。这样不仅可以对COD、BOD、重金属等有去除,并且在厌氧处理过程中上流式厌氧污泥床不仅可以处理高浓度有机污水,对COD和BOD去除率分别为82%和85%以上,而且对可生化性较低的水质能很好的处理；之后的序列间歇式活性污泥法在其优势是首先性价比较高,除了可以去除有机物外,还可以去除氮,总磷。（5）在深度处理阶段选用物、化处理（吸附、混凝沉淀工艺）方法,以便去除更多的剩余的有机物、总氮、总磷以及重金属等,使其达到排放污水厂的标准。运用这种方法除了可以很好的去除污染物外,并且可以对不同环境条件下的垃圾渗滤液进行灵活处理。特别是对于填埋场场龄较大的渗滤液,最终的物、化处理阶段占工艺流程中非常重要的地位。（6）渗滤液处理系统实际运行前对选用工艺（或设备）的调试过程中,分别在主要的控制参数（pH值、反应时间、混凝剂）不同的条件状态下,各个处理阶段及串联在一起的时对污染物的去除效果。（7）控制参数中pH值对各个工艺均有影响,此处主要调试的是：pH值对氨吹脱（即空气吹脱法）的工艺影响。经过调试监测结果显示,在氨吹脱阶段时则选用pH值为10.0。（8）在调试过程中将经过SBR工艺处理后的渗滤液结果接进行监测。可以设计其在污泥负荷量,以及pH值一定的时候,不同的停留时间下,对垃圾渗滤液的处理效果。显示结果当SBR工艺中停留时间为24h（即一天时间）,曝气周期为6h为选用最佳。（9）整个工艺对垃圾渗滤液的整体处理效果是：COD、BOD和NH3-N的脱除率分别达到90%、99%和86%以上。并且对垃圾渗滤液的色度也进行了很好的去除,可达到95%左右。（10）构筑物和设备在最佳的运行条件下,本工艺实际运行的处理状况。
吴蕾[10]（2012）在《双污泥系统颗粒污泥的培养及脱氮除磷性能》文中提出好氧颗粒污泥技术、短程硝化技术与反硝化除磷技术是目前国内外水污染控制研究关注的热点技术。基于以上理论，本论文研究了如何从传统的活性污泥培养成具有硝化功能和除磷功能的颗粒污泥，并考察了不同环境条件对其性能的影响。在此基础上，本论文还提出了一种以颗粒污泥为介质的反硝化除磷新工艺。该工艺将颗粒污泥技术和反硝化脱氮除磷技术相耦合，由两个交替运行的厌缺氧SBR和好氧硝化SBR组成，具有以下特点：（1）发挥了颗粒污泥沉降性能好，生物量大，脱氮除磷效率高的优势；（2）解决了硝化菌和聚磷菌污泥龄不同的矛盾且不需污泥回流，简化了系统装置；（3）节省耗氧量，减少污泥产量。本文包括3部分研究内容：（1）短程硝化颗粒污泥SBR的研究①短程硝化颗粒污泥的培养：采用SBR反应器，在温度28C，溶解氧（DO）2.0mg/L，污泥龄（SRT）为15d的运行工况下，缩短沉降时间为2min，通过以pH作为氨氧化过程的控制参数，优化曝气时间，防止过曝气，经过80周期（19d）成功实现短程硝化絮状污泥的颗粒化，并维持稳定。形成的颗粒污泥粒径在1.5-2.0mm之间，对COD和氨氮的去除率分别达到80%和95%，亚硝酸盐积累率（NO2--N/NOx--N）平均达到95%。分子生物学FISH技术对颗粒污泥种群结构的定量分析表明，氨氧化细菌（AOB）依旧是优势菌群，约占17.8%左右，亚硝酸盐氧化菌（NOB）占0.6%。曝气初期FA的抑制和实时控制是启动和维持颗粒污泥短程硝化性能的主要原因。②亚硝酸盐氧化菌颗粒污泥的培养及反应动力学研究，采用SBR反应器，在温度25C，曝气量0.2m3/h，DO2.0mg/L，沉降时间为2min的条件下，经过130d成功培养出亚硝酸盐氧化菌颗粒污泥，平均粒径在0.72mm。长期监测发现，颗粒污泥具有良好的亚硝酸盐氧化能力且出水中硝酸盐几乎检测不到。FISH定量分析表明，Nitrospira为优势菌群。利用莫诺特方程测定亚硝酸盐底物，动力学参数Vs为30.94mg/（g VSS·h），Ks为8.19mg/L。③C/N比对硝化颗粒污泥形成和微生物群落迁移变化的影响，采用4个完全相同的SBR系统R1、R2、R3和R4，分别在进水COD/N比为0/200，200/200，400/200，800/200的条件下培养硝化颗粒污泥，结果表明，在R2和R3反应器中，颗粒污泥培养成功。但是发现，R2中的低负荷下培养的颗粒污泥，形态规则，颗粒污泥强度高，粒径较小，硝化活性强，且硝化菌群的数量较高。④温度和游离氨的协同作用对硝化颗粒污泥和絮状污泥氨氧化特性的影响，结果表明，氨氧化速率随着温度的升高逐渐增大，在相同温度下，颗粒污泥的氨氮去除率是絮状污泥的2-3倍。同时还发现，当游离氨升高到90mg/L，温度降低到10C时，两系统的氨氧化都受到明显抑制。随着温度高到30C，氨氧化反应速率增加，这说明高温有利于减轻游离氨的毒害作用。相同条件下，颗粒污泥似乎有着更强的抗FA抑制能力。主要原因是颗粒污泥相对于絮状污泥结氨氧化菌种群数量较高，且游离氨进入颗粒内部传质受到限制，从而表现出抗高氨氮负荷冲击的优势。（2）除磷颗粒污泥SBR的研究①除磷颗粒污泥的培养与丝状菌膨胀控制，在SBR反应器中接种普通活性污泥，通过厌氧好氧交替的运行方式，以沉降时间作为选择要素，经过人工配水快速实现污泥颗粒化、实际生活污水稳定维持以及提高P/COD比强化富集聚磷菌3个阶段，成功培养出聚磷能力良好的好氧颗粒污泥，并稳定运行360周期。模拟废水水质成份单一且易降解是好氧颗粒污泥发生丝状菌膨胀的主要原因，变换水质为实际生活污水可有效控制丝状菌的过度生长。成熟的好氧颗粒污泥平均粒径0.8mm，SVI在1730ml/g，平均除磷效率在90%以上。FISH定量分析表明，聚磷菌约占总菌的51.48%。②缺氧环境对颗粒污泥强化除磷系统释磷的影响，在厌氧起始阶段投加不同浓度的NO3--N和NO2--N，结果表明，硝态氮的投加对聚磷菌释磷无明显抑制，系统中VFA的吸收、磷的释放和硝态氮的反硝化同时发生，VFA吸收速率增大，比释磷速率降低，主要原因是反硝化菌与聚磷菌竞争碳源。但是在颗粒污泥系统中有明显的亚硝酸盐积累。不同pH和不同浓度的NO2--N批次试验表明，游离亚硝酸（FNA）对磷的释放有明显刺激作用。当FNA增加到0.004mg HNO2-N/L，比磷释放速率增加了4倍。另外，FNA对VFA的吸收和PHA的合成均有明显抑制，分别减少了53%和70%。FNA刺激磷释放的机理是聚磷菌需要释放更多的能量来保持足够的质子驱动力。（3）以颗粒污泥为介质的双污泥工艺氮磷去除性能研究本研究考察了HRT对双污泥系统脱氮除磷的影响，发现HRT的变化对COD的去除率影响较小，出水COD浓度平均为35.2mg/L。增加好氧硝化SBR的HRT，可实现氨氮的全部氧化，降低出水总氮浓度。增加缺氧SBR的HRT，可增大系统的反硝化除磷能力。本研究同时考察了进水C/P/N对双污泥系统脱氮除磷的影响，随着进水C/P比的逐渐增大，磷的释放能力逐渐增大。进水C/P比为20/1时，磷的去除能力维持在90%，出水磷浓度平均为0.75mg/L，当C/P比增加到40/1时，出水磷浓度较高，平均为3.8mg/L。通过探索影响双污泥工艺的关键因素，优化系统运行工况，实现了以颗粒污泥为介质的双污泥系统完成短程硝化反硝化除磷脱氮，最大程度的优化同步生物脱氮处理工艺。
二、优势菌生物增强SBR法处理校园生活废水中试优化操作（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、优势菌生物增强SBR法处理校园生活废水中试优化操作（论文提纲范文）
（1）铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理（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 好氧颗粒污泥的氮磷去除机制 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术的应用现状与发展瓶颈 |
| 1.3 铁电解及其在生物法污水处理系统的应用研究 |
| 1.3.1 铁电解作用的基本原理 |
| 1.3.2 铁电解应用于活性污泥系统的研究现状 |
| 1.3.3 铁电解应用于人工湿地系统的研究现状 |
| 1.3.4 电/铁在颗粒污泥形成中的调控作用 |
| 1.4 AGS技术中亟待解决的科学问题与本研究课题的提出 |
| 1.4.1 AGS技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.4.2 本论文研究课题的提出 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作运行 |
| 2.1.1 反应器装置的搭建 |
| 2.1.2 实验设计与反应器的操作运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定 |
| 2.3.2 EPS的分级提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 污泥内无机组分分析 |
| 2.3.5 颗粒污泥的形态与结构分析 |
| 2.4 机理验证性实验 |
| 2.4.1 活性污泥的铁氧化物调理实验 |
| 2.4.2 颗粒污泥的离体摇瓶实验 |
| 2.5 分子生物学实验 |
| 2.5.1 微生物多样性测序与分析 |
| 2.5.2 应用FISH技术原位检测功能菌群 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 耦合铁电解作用的AGS系统构建与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁电解对AGS形成的强化作用 |
| 3.2.1 反应器运行效能分析 |
| 3.2.2 污泥中EPS组分的层级研究 |
| 3.2.3 成熟AGS的形态与结构特征 |
| 3.2.4 微生物群落结构解析 |
| 3.2.5 强化AGS形成的作用机制 |
| 3.3 强化氮磷去除的耦合系统构建与运行 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 典型周期内污染物转化 |
| 3.3.3 AGS的形成及其物化特性分析 |
| 3.4 系统优化运行及其处理实际生活污水的效能 |
| 3.4.1 施加电压对污泥颗粒化过程的影响 |
| 3.4.2 施加电压对污染物去除效果的影响 |
| 3.4.3 耦合系统对实际生活污水的处理效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铁电解作用下原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 耦合铁电解与其它强化策略相比的优势分析 |
| 4.3 颗粒化过程中污泥内部各组分的变化规律 |
| 4.3.1 污泥内无机矿物组分的转变 |
| 4.3.2 污泥内EPS络合特性的变化 |
| 4.3.3 污泥内微生物群落结构的演替 |
| 4.4 原位沉积铁矿型AGS的微观形态与结构特征 |
| 4.4.1 微观形态与结构观察 |
| 4.4.2 EPS含量和组分分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构解析 |
| 4.5 基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 原位沉积铁矿型AGS的脱氮除磷机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同粒径AGS中微生物群落的分布特征 |
| 5.2.1 微生物与EPS的空间分布规律 |
| 5.2.2 细菌迁移与聚集特性分析 |
| 5.2.3 AGS中功能菌群的分布特征 |
| 5.3 细菌群落结构的演替及其环境因子 |
| 5.4 原位沉积铁矿型AGS的氮代谢机制 |
| 5.4.1 氮代谢相关的功能微生物与脱氮路径分析 |
| 5.4.2 依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径的验证 |
| 5.4.3 铁电解作用下功能基因的响应与脱氮机制解析 |
| 5.5 AGS中磷元素的赋存形态及其除磷机理 |
| 5.5.1 磷在AGS中的赋存形态分析 |
| 5.5.2 铁电解作用对生物除磷的影响 |
| 5.5.3 AGS的生物化学协同除磷机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）污泥高温微氧消化释放内碳源提升低碳氮废水生物脱氮（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 剩余污泥资源化利用 |
| 1.1.1 国外剩余污泥资源化利用现状 |
| 1.1.2 国内剩余污泥资源化利用现状 |
| 1.2 污泥内碳源开发技术现状 |
| 1.2.1 水解发酵产酸 |
| 1.2.2 预处理联合厌氧发酵处理 |
| 1.2.3 污泥自热高温好氧消化 |
| 1.2.4 高温微氧消化-微电流协同处理 |
| 1.3 课题研究背景及意义 |
| 1.3.1 研究背景 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 污泥来源 |
| 2.1.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2 试验方案与设计 |
| 2.2.1 投加镁盐以提升污泥内碳源品质 |
| 2.2.2 高温微氧消化液为碳源强化SBR工艺处理效果 |
| 2.2.3 高温微氧消化耦合SBR工艺 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 物化指标测试 |
| 2.3.2 其他指标测试 |
| 第三章 投加镁盐以提升污泥内碳源品质 |
| 3.1 镁盐不同投加量 |
| 3.1.1 VS去除率 |
| 3.1.2 碳源释放及其组分转化 |
| 3.1.3 氮磷的释放 |
| 3.1.4 pH与ORP |
| 3.1.5 三维荧光光谱分析 |
| 3.2 镁盐不同投加方式 |
| 3.2.1 VS去除率变化 |
| 3.2.2 碳组分释放与累积 |
| 3.2.3 消化上清液中氮磷变化 |
| 3.2.4 消化体系性质变化 |
| 3.2.5 消化代谢中间组分分析 |
| 3.2.6 消化污泥XRD分析 |
| 3.3 pH条件对消化体系内碳源释放影响 |
| 3.3.1 VS去除率与电导率变化 |
| 3.3.2 碳组分转化 |
| 3.3.3 氮磷的变化 |
| 3.3.4 pH与ORP变化 |
| 3.3.5 消化液中有机质变化 |
| 3.4 半连续运行下投加镁盐的高温微氧消化进程 |
| 3.4.1 消化过程SCOD变化 |
| 3.4.2 消化过程氮释放 |
| 3.4.3 消化过程磷释放 |
| 3.4.4 有机物代谢转化 |
| 3.4.5 机理探讨 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 高温微氧消化液为碳源强化SBR工艺处理效果 |
| 4.1 不同溶解氧条件对体系生化处理效果影响 |
| 4.2 进水中不同C/N对废水生化处理效果的影响 |
| 4.2.1 氮磷去除特征 |
| 4.2.2 COD去除特征 |
| 4.3 消化液不同投加量对SBR体系脱氮除磷效果影响 |
| 4.4 SBR工艺运行参数优化 |
| 4.4.1 氮的迁移转化 |
| 4.4.2 磷的迁移转化 |
| 4.4.3 碳的释放 |
| 4.4.4 pH及ORP |
| 4.5 SBR体系连续运行对生物脱氮除磷效果影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 高温微氧消化耦合工艺 |
| 5.1 对低碳源实际生活废水的生物脱氮除磷效果影响 |
| 5.1.1 SBR反应器出水COD释放 |
| 5.1.2 SBR反应器出水氮磷变化 |
| 5.2 添加微电流消化液的耦合体系生化处理效果 |
| 5.2.1 消化污泥理化性质 |
| 5.2.2 耦合体系出水水质情况 |
| 5.3 耦合工艺技术的可行性分析 |
| 5.3.1 经济可行性 |
| 5.3.2 环境可行性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A 攻读硕士期间研究成果 |
（3）生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 难降解有机废水污染概述 |
| 1.2.1 难降解有机物污染现状 |
| 1.2.2 难降解有机废水处理技术 |
| 1.3 生物增强技术研究进展 |
| 1.4 零价铁生物铁技术 |
| 1.4.1 零价铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.2 零价铁生物铁技术在水处理中的应用现状 |
| 1.4.3 生物海绵铁体系研究现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 生物海绵铁体系生物强化效果验证 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 海绵铁的表征 |
| 2.2.3 有机物降解实验 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 海绵铁结构特征 |
| 2.3.2 生物海绵铁体系强化处理有机物性能 |
| 2.3.3 生物海绵铁体系微生物群落结构初探 |
| 2.4 小结 |
| 3 海绵铁投加量对生物海绵铁体系长期运行效果影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置与运行 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 海绵铁投加量对生物海绵铁体系降解环丙沙星效果的影响 |
| 3.3.2 海绵铁投加量对生物海绵铁体系Fenton-like效应影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物海绵铁体系中微生物形成演变 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 微生物测序 |
| 4.2.3 数据分析与绘图 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 同阶段运行中各反应器微生物群落特征 |
| 4.3.2 生物海绵铁体系在不同运行阶段微生物群落特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物海绵铁体系中微生物对铁的依赖性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验装置与运行 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 脱离海绵铁后强化微生物降解能力变化 |
| 5.3.2 脱离海绵铁后强化微生物Fenton-like效应变化 |
| 5.3.3 脱离海绵铁后强化微生物群落结构变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生物海绵铁体系作用机制探究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 海绵铁腐蚀实验 |
| 6.2.3 生物海绵铁体系降解CIP过程实验 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 海绵铁腐蚀特性 |
| 6.3.2 微生物、Fe(Ⅱ)、H_2O_2、·OH产生关系 |
| 6.3.3 SFe-M体系中作用贡献度分析 |
| 6.3.4 环丙沙星降解过程分析 |
| 6.3.5 生物海绵铁体系生物强化作用机制分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 养猪废水处理现状概述 |
| 1.2 短程硝化反硝化生物脱氮技术 |
| 1.3 藻菌联合处理技术 |
| 1.4 课题的目的意义、主要内容与技术路线 |
| 2 短程硝化污泥驯化及藻菌共生PSBBR体系构建研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 短程硝化污泥的驯化分析 |
| 2.5 藻菌投加顺序对PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 藻菌共生PSBBR脱氮除磷的工艺参数优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.4 HRT对 PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 3.5 光照强度对PSBBR脱氮除磷效能影响分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 藻菌共生PSBBR短程脱氮效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 实验装置 |
| 4.4 实验设计 |
| 4.5 藻菌共生PSBBR短程脱氮效能分析 |
| 4.6 氮转化路径分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 不同时期活性污泥微生物菌群结构初步研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.3 实验设计 |
| 5.4 高通量测序实验质量评价 |
| 5.5 菌群多样性分析 |
| 5.6 微生物菌群结构分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读学位期间发表的学术论文和专利目录 |
（5）水中头孢氨苄去除技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 国内外研究动态 |
| 2.1 抗生素概述 |
| 2.1.1 抗生素现状 |
| 2.1.2 抗生素的危害 |
| 2.1.3 头孢菌素类抗生素的性质 |
| 2.2 抗生素废水处理技术研究进展 |
| 2.2.1 物理法 |
| 2.2.2 化学法 |
| 2.2.3 生物法 |
| 第3章 光催化降解头孢氨苄模拟废水的研究 |
| 3.1 实验仪器与材料 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 催化剂合成 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 头孢氨苄检测方法 |
| 3.2.4 中间产物检测方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 头孢氨苄的光催化降解 |
| 3.3.3 自由基淬灭实验 |
| 3.3.4 光催化活性增强的机理 |
| 3.3.5 光催化降解途径 |
| 3.4 循环试验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 头孢氨苄降解菌的分离鉴定及其降解特性 |
| 4.1 实验仪器与试剂 |
| 4.1.1 实验仪器 |
| 4.1.2 实验试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验所用培养基配方 |
| 4.2.2 菌株的分离纯化和高效菌的筛选 |
| 4.2.3 菌株降解最佳条件 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.2.5 菌种鉴定 |
| 4.2.6 菌种的保存 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 头孢氨苄高效降解菌的筛选 |
| 4.3.2 菌种鉴定结果 |
| 4.3.3 CQ2的生长曲线及CX的降解曲线 |
| 4.3.4 高效菌培养条件对CQ2生长及头孢氨苄降解效果的影响 |
| 4.3.5 CX降解路径 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 高效菌在实际畜禽废水中的应用 |
| 5.1 实验仪器与材料 |
| 5.1.1 实验仪器 |
| 5.1.2 实验试剂 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 SBR法研究高效菌最佳配比 |
| 5.2.2 单抗生素单高效菌实际水小试试验 |
| 5.2.3 高效菌加入到中试装置效果验证 |
| 5.2.4 抗生素检测方法 |
| 5.2.5 LC/MSMS样品前处理方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 SBR法研究高效菌最佳配比 |
| 5.3.2 单抗生素单高效菌实际水小试试验 |
| 5.3.3 高效菌投加到中试装置效果验证 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 全文总结 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足及建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间论文发表情况 |
（6）旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 活性污泥的絮凝沉降性能 |
| 1.1.1 投加化学絮凝剂提高活性污泥沉降性 |
| 1.1.2 投加生物絮凝剂提高活性污泥沉降性 |
| 1.2 活性污泥的污水处理性能 |
| 1.2.1 细菌对活性污泥性能的影响 |
| 1.2.2 微型动物对活性污泥性能的影响 |
| 1.3 蛭形旋轮虫 |
| 1.3.1 蛭形旋轮虫在污水生物处理系统中的地位和研究现状 |
| 1.3.2 蛭形旋轮虫分泌物研究的可行性 |
| 1.4 本论文的研究目的、研究意义以及研究内容 |
| 1.5 本论文研究的技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 第二章 活性污泥中絮凝性细菌的分离、筛选和鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 细菌的分离、纯化方法 |
| 2.1.3 絮凝性细菌的筛选方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 絮凝性细菌的筛选 |
| 2.2.2 8株絮凝性细菌的鉴定 |
| 2.2.3 絮凝性细菌的生长特性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 旋轮虫分泌物对细菌的絮凝功能和污染物去除性能的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 仪器和设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 旋轮虫分泌物对细菌生长和絮凝功能的影响 |
| 3.2.2 旋轮虫分泌物对细菌在生活污水中有机物去除效率的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 旋轮虫分泌物对活性污泥处理性能的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 仪器和设备 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 COD和 TOC的去除 |
| 4.2.2 NH_3-N和TN的去除 |
| 4.2.3 TP的去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 旋轮虫及其分泌物对微生物群落结构的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与设备 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 多样性指数计算方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 微生物种群丰度和多样性 |
| 5.2.2 样品相似性分析 |
| 5.2.3 多样性指数分析 |
| 5.2.4 细菌群落结构特征 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者在攻读硕士学位期间公开发表的成果 |
| 致谢 |
（7）抑制剂控制的短程硝化反硝化及其处理油页岩废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 传统生物脱氮理论 |
| 1.2.1 传统生物脱氮机理 |
| 1.2.2 传统生物脱氮存在的问题 |
| 1.3 短程硝化反硝化生物脱氮新工艺 |
| 1.3.1 短程硝化反硝化生物脱氮机理 |
| 1.3.2 短程硝化反硝化工艺的优越性 |
| 1.3.3 短程硝化反硝化生物脱氮影响因素与实现途径 |
| 1.3.4 短程硝化反硝化生物脱氮研究现状 |
| 1.4 移动床生物膜反应器 |
| 1.4.1 MBBR工艺原理及优点 |
| 1.4.2 MBBR工艺的应用与发展 |
| 1.5 油页岩干馏废水处理研究进展 |
| 1.5.1 油页岩废水的来源 |
| 1.5.2 油页岩干馏废水的危害 |
| 1.5.3 油页岩干馏废水处理现状 |
| 1.6 课题来源、目的、意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的和意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 SBR实验装置 |
| 2.1.2 MBBR实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 悬浮填料 |
| 2.2.3 实验用水 |
| 2.3 实验检测方法 |
| 2.3.1 水质测定方法 |
| 2.3.2 MOE分子模拟 |
| 2.3.3 扫描电镜实验 |
| 2.3.4 微生物群落高通量测序分析 |
| 2.3.5 氧吸收速率(OUR)的测定 |
| 第3章 甲酸与联氨对AOB及NOB关键酶活性影响的MOE模拟 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 甲酸对AOB及NOB关键酶活性影响的MOE模拟 |
| 3.2.1 AOB氨单加氧酶(AMO)与甲酸的对接结果分析 |
| 3.2.2 AOB羟胺氧化还原酶(HAO)与甲酸的对接结果分析 |
| 3.2.3 NOB氧化还原酶(NXRβ)与甲酸的对接结果分析 |
| 3.2.4 反硝化菌的亚硝酸盐还原酶(Nir-Cu)与甲酸对接结果分析 |
| 3.2.5 甲酸与各种酶结合强弱的对比分析 |
| 3.3 联氨对AOB及NOB关键酶活性影响的MOE模拟 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 利用甲酸控制的短程硝化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同甲酸浓度对短程硝化的影响 |
| 4.3.2 SBR中甲酸对短程硝化的持续性影响 |
| 4.3.3 生物相及活性污泥电镜检测 |
| 4.3.4 系统活性污泥16sRNA高通量测序分析 |
| 4.3.5 甲酸对短程硝化的抑制机制分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 利用联氨控制的短程硝化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验装置 |
| 5.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同联氨浓度对短程硝化的影响 |
| 5.3.2 生物相及活性污泥电镜检测 |
| 5.3.3 系统活性污泥16sRNA高通量测序分析 |
| 5.3.4 联氨对短程硝化的抑制机制分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 甲酸、联氨联合控制的短程硝化 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验装置 |
| 6.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同甲酸、联氨投加方式对短程硝化的影响 |
| 6.3.2 甲酸、联氨联合控制短程硝化实验 |
| 6.3.3 活性污泥电镜检测 |
| 6.3.4 系统活性污泥16sRNA高通量测序分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 MBBR中抑制剂对短程硝化反硝化的影响研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验目的 |
| 7.3 实验用水及接种污泥 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 挂膜与驯化 |
| 7.4.2 HRT对短程硝化反硝化的单因素条件实验 |
| 7.4.3 pH对短程硝化反硝化的单因素条件实验 |
| 7.4.4 进水氨氮浓度对短程硝化反硝化的单因素条件实验 |
| 7.4.5 有机负荷对短程硝化反硝化的单因素条件实验 |
| 7.4.6 各因素共同作用下的短程硝化反硝化 |
| 7.4.7 生物相及生物膜电镜检测 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 MBBR中短程硝化反硝化处理油页岩干馏废水研究 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 实验目的 |
| 8.3 实验用水及接种污泥 |
| 8.4 结果与讨论 |
| 8.4.1 不同挂膜驯化方式的比较 |
| 8.4.2 MBBR工艺短程硝化反硝化对油页岩废水的处理 |
| 8.4.3 生物相及生物膜电镜检测 |
| 8.4.4 系统中生物膜16sRNA高通量测序分析 |
| 8.5 小结 |
| 第9章 结论 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
| 作者简介 |
（8）复合菌剂强化SBR处理垃圾渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 常用垃圾渗滤液处理工艺 |
| 1.1.1 垃圾渗滤液的特性 |
| 1.1.2 垃圾渗滤液处理技术现状 |
| 1.2 SBR工艺概述 |
| 1.2.1 SBR主要性能特点 |
| 1.2.2 SBR处理渗滤液研究现状 |
| 1.3 生物强化技术 |
| 1.3.1 生物强化技术特点 |
| 1.3.2 相关的微生物 |
| 1.3.3 生物强化技术在污水处理中的应用 |
| 1.4 分子生物学技术在活性污泥微生物生态研究中的应用 |
| 1.4.1 荧光原位杂交技术 |
| 1.4.2 16SrRNA序列比较技术 |
| 1.4.3 变性/温度梯度凝胶电泳 |
| 1.4.4 末端限制性酶切片段长度多态性分析 |
| 1.4.5 PCR-ERIC法 |
| 1.5 研究概述 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 渗滤液、活性污泥及复合菌剂 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 渗滤液监测指标及方法 |
| 2.2.2 活性污泥性能指标及监测方法 |
| 2.2.3 微生物计数法 |
| 2.2.4 ERIC-PCR指纹图谱法 |
| 2.2.5 污泥的驯化方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 污泥的驯化与工艺参数的确定 |
| 3.1 污泥的驯化 |
| 3.1.1 COD_(Cr) |
| 3.1.2 NH_3-N |
| 3.1.3 污泥性能指标 |
| 3.2 工艺参数的确定 |
| 3.2.1 曝气时间 |
| 3.2.2 曝气间隔 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 复合菌剂强化SBR处理渗滤液 |
| 4.1 对渗滤液指标的影响 |
| 4.1.1 有机物、BOD |
| 4.1.2 脱氮除磷 |
| 4.1.3 可生化性 |
| 4.1.4 其它相关指标 |
| 4.2 耐有机负荷能力 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 复合菌剂对SBR中微生物群落结构的影响 |
| 5.1 复合菌剂对活性污泥微生物菌群结构的影响 |
| 5.1.1 微生物菌群数量变化 |
| 5.1.2 PCR指纹图谱分析 |
| 5.2 复合菌剂对处理渗滤液的作用探讨 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
| 发表的论文及专利 |
| 参加的科研项目 |
| 附录1 渗滤液水质监测方法 |
| 附录2 污泥指标的监测 |
（9）六里坪镇垃圾填埋场—渗滤液处理设计（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 渗滤液对周围环境产生的污染 |
| 1.1.1 渗滤液对地下水环境的影响 |
| 1.1.2 渗滤液对地表水环境的影响 |
| 1.1.3 渗滤液对周围土壤环境的影响 |
| 1.2 项目必要性 |
| 2 工程概况 |
| 2.1 项目名称、性质及建设地点 |
| 2.2 工程总体设计 |
| 2.3 设计原则 |
| 2.4 设计内容 |
| 2.5 设计规模 |
| 2.5.1 渗滤液的产生量 |
| 2.5.2 渗滤液的水质 |
| 2.6 当地气候 |
| 2.7 设计依据 |
| 3 工艺比选与确定 |
| 3.1 垃圾渗滤液处理工艺主体部分的比选 |
| 3.1.1 土地处理法 |
| 3.1.2 循环回灌法 |
| 3.1.3 物理、化学处理法 |
| 3.1.4 生物处理法 |
| 3.2 渗滤液的预处理 |
| 3.3 渗滤液的深度处理 |
| 3.4 渗滤液污水的消毒处理 |
| 3.5 渗滤液污水的处理工艺确定 |
| 3.6 渗滤液产生的污泥处理 |
| 3.7 垃圾渗滤液处理的要求、标准 |
| 4 主要构筑物 |
| 4.1 调节池 |
| 4.2 氨吹脱池 |
| 4.3 UASB反应器 |
| 4.4 SBR反应池 |
| 4.5 吸附混凝反应器 |
| 4.6 消毒池 |
| 4.7 主要构筑物的设计参数 |
| 5 工艺调试与运行监测 |
| 5.1 调试过程 |
| 5.1.1 调试所需材料 |
| 5.1.2 调试过程中设备 |
| 5.2 调试结果 |
| 5.3 工艺的运行监测 |
| 5.3.1 出水水质 |
| 5.3.2 对地表水的监测 |
| 5.3.3 对地下水的监测 |
| 5.3.4 对监测因子的监测 |
| 6 经济概算 |
| 6.1 成本分析 |
| 6.2 设计工艺效益分析 |
| 6.2.1 社会效益和环境效益 |
| 6.2.2 经济效益 |
| 7 设计工艺的结论和未来展望 |
| 7.1 设计工艺的结论 |
| 7.2 未来展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录1 项目地理位置图 |
| 附录2 六里坪垃圾渗滤液设备流程图 |
| 附录3 六里坪垃圾渗滤液工艺图 |
| 附录4 项目平面布置图 |
（10）双污泥系统颗粒污泥的培养及脱氮除磷性能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题目的和意义 |
| 1.2 好氧颗粒污泥的发展和研究现状 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的定义 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的特性 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥形成的影响因素 |
| 1.2.5 好氧颗粒污泥的稳定性研究 |
| 1.2.6 好氧颗粒污泥在污水处理中的应用 |
| 1.3 生物脱氮除磷理论概述 |
| 1.3.1 生物脱氮机理 |
| 1.3.2 生物除磷机理 |
| 1.4 生物脱氮除磷工艺技术现状 |
| 1.4.1 传统生物脱氮除磷工艺研究现状 |
| 1.4.2 反硝化脱氮除磷新工艺的研究现状 |
| 1.5 本课题的主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验用水和接种污泥 |
| 2.1.1 试验用水与水质特性 |
| 2.1.2 污泥来源 |
| 2.2 试验装置与装备 |
| 2.2.1 SBR 工艺与控制系统 |
| 2.2.2 双污泥系统装置与控制系统 |
| 2.2.3 批次试验装置 |
| 2.3 试验设备与分析仪器 |
| 2.4 水质分析项目与检测方法 |
| 2.5 颗粒污泥的微生物学特性分析方法 |
| 2.5.1 颗粒污泥粒径分布和平均粒径 |
| 2.5.2 颗粒污泥的数量分布 |
| 2.5.3 颗粒污泥的比表面积 |
| 2.5.4 颗粒污泥沉降速度 |
| 2.5.5 颗粒污泥密度 |
| 2.5.6 颗粒污泥含水率 |
| 2.5.7 颗粒污泥比重 |
| 2.5.8 颗粒污泥的相对强度 |
| 2.5.9 颗粒污泥丝状化程度 |
| 2.5.10 颗粒污泥表面特征及元素分析 |
| 2.6 胞内外聚合物检测分析方法 |
| 2.6.1 聚羟基烷酸 |
| 2.6.2 糖原 |
| 2.6.3 挥发性脂肪酸的测定 |
| 2.6.4 EPS 提取和测定 |
| 2.7 荧光原位杂交技术(FISH) |
| 第3章 短程硝化颗粒污泥的快速培养 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验水质与接种污泥 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 短程硝化颗粒污泥的培养过程 |
| 3.3.1 短程硝化颗粒污泥在培养过程中的 MLSS 和 SVI 变化 |
| 3.3.2 短程硝化颗粒污泥在培养过程中的形态变化 |
| 3.3.3 短程硝化颗粒污泥的粒径分布 |
| 3.3.4 短程硝化颗粒污泥 AOB 分布 |
| 3.4 硝化颗粒污泥培养时间对比 |
| 3.5 快速培养短程硝化颗粒污泥的影响因素分析 |
| 3.5.1 pH 的影响 |
| 3.5.2 FA 影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 以 Nitrospira.spp 为优势菌的亚硝酸氧化菌颗粒污泥的培养 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 试验水质与接种污泥 |
| 4.2.3 SBR 的运行方式 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 污泥的颗粒化过程 |
| 4.4 颗粒污泥的特性 |
| 4.5 颗粒污泥的亚硝酸盐的氧化性能 |
| 4.6 FISH 分析 |
| 4.7 硝化动力学分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 COD/N 比对硝化颗粒污泥培养和微生物群落迁移的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验装置 |
| 5.2.2 试验水质与接种污泥 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 COD/N 比对硝化污泥颗粒化的影响 |
| 5.4 COD/N 比对硝化颗粒污泥形态变化的影响 |
| 5.5 COD/N 比对硝化颗粒污泥 EPS 产生的影响 |
| 5.6 COD/N 比对硝化颗粒污泥物理化学特性的影响 |
| 5.7 COD/N 比对硝化颗粒污泥硝化性能的影响 |
| 5.8 COD/N 比对硝化颗粒污泥种群结构的影响 |
| 5.9 本章小结 |
| 第6章 温度和游离氨对絮状污泥和颗粒污泥硝化系统的短期影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料与方法 |
| 6.2.1 污泥来源 |
| 6.2.2 批次试验 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 试验污泥群落结构 |
| 6.4 不同温度对絮状和颗粒污泥系统氨氧化速率的影响 |
| 6.5 不同温度对絮状和颗粒污泥系统活化能的影响 |
| 6.6 不同温度和起始游离氨对絮状和颗粒污泥系统氨氧化的影响 |
| 6.7 颗粒污泥系统抗游离氨抑制能力的机理分析 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 好氧除磷颗粒污泥的培养及丝状菌膨胀控制 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 试验材料与方法 |
| 7.2.1 试验用水与接种污泥 |
| 7.2.2 试验装置 |
| 7.2.3 分析方法 |
| 7.3 富含聚磷菌颗粒污泥的形成和稳定过程 |
| 7.3.1 启动期 |
| 7.3.2 颗粒污泥形成期 |
| 7.3.3 颗粒污泥膨胀期 |
| 7.3.4 膨胀控制期 |
| 7.3.5 稳定运行期 |
| 7.4 除磷颗粒污泥的性能 |
| 7.5 颗粒污泥膨胀的原因 |
| 7.5.1 SRT |
| 7.5.2 DO |
| 7.5.3 底物浓度 |
| 7.5.4 颗粒污泥内部营养物质缺乏 |
| 7.5.5 温度 |
| 7.5.6 进水水质 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 硝酸盐对颗粒污泥系统生物除磷的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 试验材料与方法 |
| 8.2.1 污泥来源 |
| 8.2.2 批次试验设计 |
| 8.2.3 分析方法 |
| 8.3 颗粒和絮状污泥系统在硝酸盐氮存在时的周期曲线 |
| 8.4 硝态氮对 PHA 合成和糖原消耗的影响 |
| 8.5 硝态氮对聚磷颗粒和絮状污泥系统释磷的影响比较研究 |
| 8.6 颗粒污泥系统中的亚硝酸盐积累 |
| 8.7 本章小结 |
| 第9章 游离亚硝酸(FNA)颗粒污泥系统生物除磷的影响 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 试验材料与方法 |
| 9.2.1 污泥来源 |
| 9.2.2 批次试验设计 |
| 9.2.3 分析方法 |
| 9.3 除磷 SBR 系统运行效果与种群分布特征 |
| 9.4 pH 值、NO2--N 和 FNA 对除磷颗粒污泥系统释磷的影响 |
| 9.5 FNA 对 VFA 吸收、PHA 合成和糖原分解的影响 |
| 9.6 FNA 对亚硝酸盐还原的影响 |
| 9.7 游离亚硝酸对聚磷菌代谢的抑制机理 |
| 9.8 本章小结 |
| 第10章 以颗粒污泥为介质双污泥工艺氮磷同步去除特性研究 |
| 10.1 引言 |
| 10.2 试验材料与方法 |
| 10.2.1 污泥来源与试验水质 |
| 10.2.2 试验装置及操作模式 |
| 10.2.3 分析方法 |
| 10.3 HRT 对双污泥系统去除效果的影响 |
| 10.3.1 对 COD 的去除效果 |
| 10.3.2 对氨氮和总氮的去除效果 |
| 10.3.3 对总磷的去除效果 |
| 10.4 C/P/N 比对双污泥系统去除效果的影响 |
| 10.4.1 对 COD 的去除效果 |
| 10.4.2 对氨氮和总氮的去除效果 |
| 10.4.3 对总磷的去除效果 |
| 10.5 本章小结 |
| 结论 |
| 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、优势菌生物增强SBR法处理校园生活废水中试优化操作（论文参考文献）
- [1]铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理[D]. 郭媛. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]污泥高温微氧消化释放内碳源提升低碳氮废水生物脱氮[D]. 陈芳. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]生物海绵铁体系处理难降解有机物过程中生物强化机制研究[D]. 谢慧娜. 兰州交通大学, 2021(01)
- [4]藻菌共生PSBBR系统处理养猪沼液的短程脱氮过程研究[D]. 包美玲. 华中科技大学, 2020(01)
- [5]水中头孢氨苄去除技术研究[D]. 杨涛. 华东理工大学, 2020(01)
- [6]旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响[D]. 张周翀. 上海大学, 2020(02)
- [7]抑制剂控制的短程硝化反硝化及其处理油页岩废水研究[D]. 李娜. 东北大学, 2018(01)
- [8]复合菌剂强化SBR处理垃圾渗滤液的研究[D]. 刘志刚. 西南交通大学, 2014(10)
- [9]六里坪镇垃圾填埋场—渗滤液处理设计[D]. 黄鑫. 四川农业大学, 2013(03)
- [10]双污泥系统颗粒污泥的培养及脱氮除磷性能[D]. 吴蕾. 北京工业大学, 2012(11)