一、活性污泥吸附重金属的研究进展（论文文献综述）
陈应运[1]（2021）在《铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究》文中指出我国每年数百亿吨工业含盐废水的排放及沿海地区的海水代用问题,加剧了污水治理工作负荷及难度。好氧颗粒污泥因结构致密、沉降性能好、生物量高、功能菌组成丰富及抗外界不利环境因子能力强等优势,使其在含盐废水的生物处理工艺中备受青睐。然而好氧颗粒污泥的形成受诸多因素牵制,操作条件较为苛刻,且耗时普遍较长;在应对工业上不同生产季节含盐废水水质波动大的问题时,好氧颗粒污泥自身调控较为滞后;加之我国北方地区冬季寒冷气候会进一步抑制生物酶活性,限制了好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的推广。针对以上问题,本研究首先开发了以铁基修饰的塔宾曲霉菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的好氧颗粒污泥简易培育方法,研究了其理化性质、生物活性、尺寸效应及形成机理;经盐梯度驯化形成耐盐颗粒后,探究外源添加Fe3O4促进系统应对高盐废水C/N波动冲击的可行性及机制;分离筛选出多株不同种属耐盐功能菌,按比例进行复配,形成低温下仍具较高脱氮效能的复合菌剂,投加至耐盐颗粒污泥系统,并探究了其对实际海产品加工废水生物强化处理效能提升的可行性与机理;研究结果能够为解决好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的瓶颈问题提供理论指导与技术支撑。（1）铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥性能及形成机理研究针对原生菌丝球内部菌丝缠绕相对疏松、生物絮凝性能较低的问题,本文采用不同Fe3O4纳米材料对塔宾曲霉（Aspergillus tubingensis,AT）菌丝球进行修饰,发现经Fe3O4@Si O2-QC纳米粒子修饰后的AT菌丝球内部结构变得更加致密,表面疏水性和表观粘度较未修饰前分别增加了45.41%和42.38%,生物絮凝性能提高。针对目前好氧颗粒污泥形成条件苛刻和耗时久的问题,本文构建了利用铁基修饰的菌丝球与絮状活性污泥共培养的简化培育方法,在优化条件下初步聚集在AT菌丝球上的活性污泥生物量可达1.54 g/g,初步形成的以AT为骨架（AT-based）的好氧颗粒污泥（AT-AGS）的比耗氧率（SOUR）可达58.03 mg O2/g VSS·h。初始AT-AGS经筛分后独自继续培养至第9天,便可形成具有较高生物活性（64.45 mg O2/g VSS·h的SOUR）和较优沉降性能（58.22 m/h的沉积速率）的成熟好氧颗粒污泥。结合污泥表面性质、XDLVO数学理论模型及群体感应信号分子调控等分析,揭示了颗粒污泥形成机理:表面带正电的AT菌丝通过静电吸附作用及三维网状骨架结构促使了絮状活性污泥的初始聚集,菌丝球和初步聚集的污泥微生物互作下,增加的c-di-GMP群体感应信号分子刺激分泌更多的疏水性及粘性胞外聚合物（EPS）,促进了后期絮状活性污泥在菌丝表面聚集,聚集在菌丝表面的污泥微生物生长繁殖,进一步增加颗粒生物量,形成成熟的AT-AGS。在高进水负荷条件下,AT-AGS对总氮和总磷的去除率分别比接种絮状活性污泥的高出12.24%和16.29%。高通量测序表明,AT-AGS的负责碳氮磷去除的功能物种的丰富度及多样性均高于接种的絮状活性污泥。（2）AT-AGS的尺寸效应研究针对不同尺寸的传统AGS在污染物去除性能及结构稳定性方面存在较大差异的问题,本文通过研究颗粒内部孔隙、细胞EPS组成与空间分布及颗粒表面特性等,分析了颗粒内部微环境对功能菌定植及丰度的影响。研究结果发现:随着粒径的增大,AT-AGS的总孔体积先减小后增大,而平均孔径则是先增大后减小;EPS分泌整体随着粒径的增加呈先增大后减小的趋势,但小尺寸颗粒（0.5-1.5 mm）GS的胞外蛋白含量最大（67.53 mg/g VSS）,而中等尺寸颗粒（1.5-3.0 mm）GM的胞外多糖含量最大（65.02mg/g VSS）,导致了微生物表面特性的差异,以此形成了不同尺寸颗粒不同的微环境。原位荧光杂交分析技术表明,AT-AGS的内部微环境差异调控着功能物种的空间分布。GS和GM降解有机物菌属的相对丰度比大尺寸颗粒（3.0-5.0 mm）GL约高出11%。GM硝化菌属和反硝化菌属的相对丰度比GS和GL高出1.09%～11.54%。生物酶活性方面的分析结果表明GM的脱氢酶、氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性高出GS和GL 1.32～3.09倍。实时定量PCR结果显示,GM的amo B、hao、nxr A、nxr B、nar G和nir S等功能基因的表达水平是GS和GL的1.31～37.55倍。（3）耐盐AT-AGS的形成及抗逆特性研究针对高盐胁迫因子严重抑制功能菌生长代谢、破坏菌种间稳定的相互作用的问题,本文采用盐梯度驯化方法培育耐盐功能菌,发现AT-AGS在6.25、12.5、25、37.5和50 g NaCl/L盐度条件下达到性能稳定状态的耗时比絮状活性污泥分别少4、5、8、7和8天,表现出更高的耐盐驯化效率。形成的耐盐AT-AGS在50 g NaCl/L盐度条件下的COD和氨氮去除率比耐盐絮状活性污泥分别高出11.83%和7.18%。耐盐的AT-AGS显示出更强的生物量截留能力（7.92 g/L的MLVSS）和更高的代谢活性（48.06 mg TF/g VSS·h的脱氢酶活性）。耐盐AT-AGS总胞外多糖含量（80.7 mg/g VSS）接近于耐盐絮状活性污泥（46.3 mg/g VSS）的2倍,在维持系统稳定中起着关键作用。高通量测序分析表明,耐盐驯化后AT-AGS保持了较高的微生物丰富度和多样性,耐盐的Marinobacterium（相对丰度为32.04%）演替为最主要的菌属。针对含盐废水同时存在水质C/N波动的问题,本文提出了利用铁元素协同抵抗双重胁迫的应对策略。通过向耐盐AT-AGS系统外源添加1.5 g/L Fe3O4,发现污泥响应高盐废水C/N波动冲击后达到性能稳定的耗时大幅缩短,各阶段COD、氨氮和总氮去除率较对照组高出2.27%～8.55%。Fe3O4的添加提高了系统在应对C/N波动时的功能菌截留能力,维持了污泥较高的絮凝活性,保障了系统较高的稳定性。此外,Fe3O4提高了污泥在C/N波动条件下的电子传递系统活性,促进了细胞维持较高的生物酶活性。（4）耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究针对实验室培养的耐盐多菌体系很难高效处理成分复杂且多变的实际含盐废水的问题,本文通过从海产品加工企业周围土壤分离筛选出2株耐盐氨氮利用菌、2株耐盐亚硝氮利用菌和3株耐盐硝氮利用菌,并依据环境因子耐受性试验结果,按比例复配,制备形成在低温（15℃）条件下具有较高综合脱氮性能的复合菌剂。将5%（w/w）复合菌剂分批次（在第1天和第10天分别投加2.5%）投加至耐盐AT-AGS系统,用于强化处理实际海产品加工废水,发现稳定状态下生物强化组的氨氮和总氮去除率较对照组分别高出12.13%和17.20%,氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性也比对照组分别高出60.00%、66.39%、61.97%和95.24%。（5）菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究最后考察了黑曲霉、烟曲霉、黄孢原毛平革菌和白色链霉菌等具有不同代表性的菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的可行性,发现4种菌丝球在优化条件下初步聚集的污泥生物量可分别达1.24、1.73、1.75和1.89 g/g,形成的初始颗粒的SOUR可分别达36.52、54.11、45.36和56.95mg O2/g VSS。筛分后继续培养都可以形成性能稳定的成熟的好氧颗粒污泥,呈现出较好的沉降性能、较高的生物酶活性和较强的污染物去除性能,表明利用菌丝球辅助絮状活性污泥造粒具有普适性。
曹琛洁[2]（2021）在《河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究》文中进行了进一步梳理生活污水和工业废水的大量排放导致河流水质恶化的同时,还可引发底泥黑臭现象和重金属污染问题,将给人们的生活和健康带来严重影响。本研究以陕西省某地区重金属超标的河道黑臭底泥为研究对象,首先采用生物促生剂和活性污泥,并辅以曝气,消除底泥的黑臭,提高底泥的稳定化效果;然后通过添加固化剂,固化底泥中的重金属,防止浸出。同时,对生物促生剂和活性污泥消除黑臭以及不同的固化剂对重金属的固化机制进行了探讨。主要研究结果如下:（1）获得了生物促生剂和活性污泥削减黑臭底泥的效率与最佳使用剂量。分别向黑臭底泥中添加生物促生剂和活性污泥,当投加量分别为3 mL/L和10g/L,反应时间为25 d时,底泥中有机质的削减率分别可达33.8%和32.5%;采用联合投加,有机质削减率为34.2%,与单独投加生物促生剂效果基本相同。通过三维荧光检测,分析了反应前后底泥有机质组分的变化,发现随着稳定化处理的进行,底泥颜色由黑色变为棕黄色,底泥中微生物的代谢产物增加,蛋白质类物质也逐渐转化为腐殖酸类物质。（2）明确了硫化钠、污泥基生物炭、石灰等三种固化剂对底泥中重金属的固化效果。通过与《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618-2018）进行对比,发现实验底泥中存在有重金属Cu、Cd、Pb超标的问题（Cu:237.65 mg/kg,Cd:2.97 mg/kg,Pb:591.55 mg/kg）。向三种重金属Cu、Cd、Pb超标的底泥中分别加入硫化钠（15 g/kg）、污泥基生物炭（3g/kg）和石灰（1g/kg）三种固化剂后,发现三种重金属形态由弱酸可提取态、可还原态向可氧化态和残渣态发生了转化,重金属Cu的转化率分别为90.6%、90.4%和89.8%,Cd的转化率分别为90.3%、89.8%和87.5%,而Pb的转化率分别为88.3%、87.3%和85.1%,底泥经固化后,其浸出液浓度均低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅲ类水质标准。（3）探究了三种固化剂对重金属的固化机制,采用SEM-EDS分析发现,固化前后污泥基生物炭中Cu、Cd、Pb三种元素占比均得到了增加,增长率分别为89.9%、85.8%和84.6%,,同时污泥基生物炭表面覆盖了大量颗粒物质,使多孔结构发生变化,表明污泥基生物炭主要通过其巨大的比表面积和多孔结构吸附重金属,在表面发生沉淀和离子交换作用;而投加石灰后,产生的碱性环境,可促使底泥中的重金属与OH-形成金属氢氧化物沉淀,同时石灰的添加使得底泥中的负电荷增强,可对重金属离子产生更强的静电吸附作用;硫化钠的添加主要是因为S2-或者水解产生的OH-与重金属离子形成溶度积更小的金属硫化物或氢氧化物所致。
张斌超[3]（2021）在《好氧颗粒污泥脱氮除重金属性能及机理研究》文中研究表明赣南稀土矿山废水具有无机高氨氮废水特征,甚至含有有毒有害金属离子,已成为当地地表水水质超标的重要输入源。实践表明传统生化技术在处理该废水时存在工艺复杂、自养菌富集困难、处理成本高、耐毒性较差等不足。好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge,AGS）具有生物密度高、良好的沉降性能、高耐毒性、能实现同步脱氮除磷等优异特性,技术上具有实现单级脱氮及重金属吸附潜力,为离子型稀土矿山废水的高效治理提供了一种新思路。然而,目前有关AGS处理离子型稀土矿山废水的研究尚十分匮乏,导致如何实现AGS中不同脱氮功能菌的耦合缺乏足够认识,亦为离子型稀土矿山废水处理过程中的节能降耗及重金属离子吸附增加了不确定因素。在实验室自养硝化颗粒污泥（autotrophic nitrifying granular sludge,ANGS）的快速培养及稳定性研究的基础上,本论文研究了ANGS储存及恢复效果,考查了ANGS的脱氮及重金属吸附性能,揭示了ANGS吸附铜离子及铅离子机理,探索了外投碳源强化AGS耦合脱氮性能,具体研究内容如下:（1）将成熟的ANGS置于室温下湿式储存40天,期间观察到储存后的ANGS理化性质出现明显的恶化。将储存后的ANGS重新曝气并添加外源硝化细菌,于27天内成功实现ANGS的恢复,恢复过程中虽然观察到明显的颗粒破碎现象,但得益于外源硝化细菌的附着生长,破碎的颗粒碎片逐渐转变为密实的颗粒。成功恢复后的ANGS表现出较好的短程硝化和反硝化性能。采用双倒数法对ANGS中的AOB与NOB动力学参数进行拟合,发现AOB对NH4+的亲和力远高于NOB对NO2-的亲和力。菌群分析显示,Nitrosomonas（AOB）由17.27%增长至51.15%,成为硝化颗粒污泥中的绝对优势菌种将恢复后的ANGS运输到1085 km外的另一实验室,重新曝气后在10天内成功恢复稳定性,验证了ANGS异地恢复的可能性。（2）分别考查了A/O（厌氧/好氧）模式（M1、M3、M5、M7、M9）与O/A（好氧/厌氧）模式(M2、M4、M6、M8、M10)下ANGS的脱氮性能,发现在360 min的反应过程中,除氨氮去除率外,交替曝气模式下的亚硝酸盐积累率、TIN去除率与同步硝化反硝化率均高于全程曝气（M0）。对比不同交替模式下的氨氮去除率,NAR积累率,TIN去除率及SND效率,发现A/O模式均明显优于O/A模式。其中,M8模式下脱氮效率最高（52.12%）,表明ANGS具有一定的内源反硝化的能力。此外,相比于全程曝气模式,各交替曝气模式均具有明显节省能耗优势。（3）研究了―好氧-缺氧/外投碳源-好氧‖运行模式下AGS内源硝化反硝化及硝化反硝化耦合脱氮性能,好氧-缺氧模式下系统TIN去除率仅有60%左右,而改变运行模式后,系统脱氮效率显着提升,达到90%以上。系统稳定后的SVI基本保持在35.00 mg/L,而SV30/SV5变化不大,基本保持在0.9～1.0之间。MLSS稳定在5650 mg/L左右,MLVSS/MLSS整体呈明显增大趋势（0.56-0.72）。EPS与PN/PS的变化逐渐趋于平缓（54.62～67.33 mg/g MLSS和0.38～0.30）。平均粒径稳定在1.6 mm左右。优势粒径集中在1.43～2.00 mm（30.86%）和2.00～3.00 mm（28.64%）之间。SOURH（2.28～5.37mg O2/g MLVSS）与SOURN（10.38～13.62mg O2/g MLVSS）的变化相对稳定,SOURH/SOURN则出现了明显升高（0.53～1.16）。此后,结合烧杯实验探索出外源反硝化贡献度为46.02±0.28%。最后,与全程曝气相比,分别可节省约31.6%的曝气能源、41.33%的外投碳源及66.67%的碱度补偿。（4）以ANGS作为吸附剂,通过单因素实验研究铜离子浓度、吸附时间、污泥浓度、搅拌速度和温度对吸附效果的影响,最终得出搅拌速度、时间以及污泥浓度对吸附效果有明显影响。在此基础上,通过响应曲面法耦合出吸附的最佳工况点:时间（A）=2.50 h,转速（B）=125 r/min,污泥量（C）=5250 mg/L,去除率预测值为87.95%。结果表明ANGS在重金属废水中表现出极强的耐受性与稳定性,不同浓度下颗粒化率均维持在93%以上。Langmuir等温方程的拟合度R2Cu=0.999,且能描述最大吸附量为Qmax=15.02 mg/g,表明ANGS对于Cu2+属于典型的单分子层吸附;Freundlich等温方程的拟合过程中,相关系数R2Cu=0.969。其中1/n=0.1305,表明ANGS对Cu2+吸附能力较强;较高的拟合度也在一定程度上表明ANGS对Cu2+的吸附是一个复杂的物理化学过程。（5）研究了初始Pb（II）浓度、颗粒浓度、反应时间和p H对ANGS吸附铅的影响,单因素实验发现吸附时间、污泥浓度和p H值对ANGS的吸附效率有显着影响。通过响应面法确定了最佳吸附参数为:反应时间为2.03 h,颗粒浓度为6061.98 mg/L,p H为3.01,预测Pb（II）去除率为100.33%。Langmuir等温线拟合的最大吸附量为39.84 mg/g MLSS,拟一级动力学模型可以准确描述吸附过程。结合SEM-EDS、FTIR及XPS对吸附前后的ANGS进行了表征,发现ANGS对铅的吸附是一个复杂的物理化学过程,包括离子交换、表面络合和静电吸附。
季晶[4]（2021）在《改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用》文中研究表明近年来,随着工业的不断发展以及人类对各种产品和药物的使用,导致了新兴污染物（ECs）的产生。ECs通常分药品,个人护理产品,破坏内分泌的化学物质,阻燃剂,农药和抗生素等。ECs结构稳定,短期内通常很难自然降解。这些ECs对生态系统和人类健康的潜在危害和影响已受到关注。目前,已开发出多种物理化学法来去除ECs。但是,这些方法成本高昂,并且可能导致二次污染,且不能有效地去除ECs。传统的活性污泥法（CAS）作为广泛使用的污水处理技术,它可以去除污水中的大部分有机物。然而,对于有机物和重金属复合污染,或者高毒性的抗生素复合污染,ECs的去除效率很低,大多数ECs并未从处理后的废水中去除。因此,需要改进活性污泥技术以有效的从污水中去除ECs。ECs在环境中典型污染形式通常有三种,顽固性ECs污染,有机物和重金属复合污染,高毒性的抗生素复合污染。本研究针对ECs的三种典型污染形式,利用序批式活性污泥反应器（SBR）,生物强化活性污泥技术,细胞表面展示技术和好氧颗粒污泥技术等手段增强活性污泥性能,以探究改进活性污泥技术分别对不同污染形式污水的处理性能和ECs去除能力。主要研究结果如下:全氟辛烷磺酸（PFOS）属于阻燃剂类新兴污染物,是典型的顽固有机污染物,混合市政污水中大量存在的PFOS严重威胁着生物安全。然而,尚未揭示顽固性PFOS污染污水在SBR系统中的命运及其对这一系统的影响。在这项研究中,研究了PFOS在SBR处理系统中的命运和行为。质量平衡分析表明,全氟辛烷磺酸的去除主要是通过吸附。反应器运行20天后,PFOS（100 mg/L）的去除率仅为28%。在PFOS的影响下,化学需氧量（COD）和氨氮的去除率分别迅速下降至23%和35%,亚硝酸盐和硝酸盐的积累减少。与对照组相比,PFOS刺激微生物分泌更多的可溶性微生物产物（SMP）和细胞外聚合物（EPS）。PFOS和EPS的吸附会导致污泥膨胀并降低沉降性。微生物的丰富度和多样性显着下降,影响了系统对COD和氨氮的去除。因此,SBR系统不适用于处理含顽固性有机物的废水。有必要通过预处理去除顽固性有机物,以减少其对SBR系统的影响。纺织废水属于有机物和重金属复合污染废水,通常包含有毒染料和Cr（VI）等新兴污染物。分离并鉴定了一株嗜水气单胞菌LZ-MG14,以开发一种有效的生物强化策略,用于从纺织废水中同时对孔雀石绿染料（MG）和Cr（VI）进行生物修复。LZ-MG14菌株去除了96.8%的MG（200 mg/L）和93.71%的Cr（VI）（0.5 mmol/L）,在12小时内生物量显着增加。LZ-MG14导致MG矿化的机理涉及N-脱甲基化和共轭结构的分解,去除Cr（VI）的机理是还原。膜生物反应器（MBR）中的LZ-MG14生物增强显着提高了纺织废水中MG降解和Cr（VI）去除的效率。此外,LZ-MG14成功地定殖到活性污泥中,并形成了有效的微生物群落以降解MG和去除Cr（VI）。本研究为有机物和重金属复合污染废水的处理提供了潜在的方法。制药废水通常是复杂且剧毒的,主要含有多种抗生素类新兴污染物。由于抗生素复合毒性的影响,常规的活性污泥技术在制药废水处理中效果不理想。在这项研究中,通过在黑曲霉细胞表面展示β-内酰胺酶,开发了一种新型的能加速抗生素降解的全细胞生物催化剂。该生物催化剂显示出较高的酶活性（6.53 U/g干重）和稳定性。由于β-内酰胺酶对β-内酰胺环的影响,生物催化剂A.niger-Bla在1小时内将头孢氨苄（80.45%）,阿莫西林和氨苄青霉素完全降解。黑曲霉菌丝体颗粒用作生物载体来构建好氧颗粒污泥（AGS）,用于处理含β-内酰胺抗生素的实际制药废水。该A.niger-Bla系统显着改善了抗生素去除能力（>60%）和反应器的总体性能。改良的A.niger-Bla AGS可以降低抗生素的影响,并保持AGS微生物群落的丰富性和多样性,从而改善系统的整体性能并保持AGS的稳定性。这项技术为处理含复合抗生素的制药废水提供了一个新颖的想法。本研究表明,针对不同类型的含ECs废水,通过改进活性污泥技术,可以有效修复含ECs污水,同时去除污水中的ECs。
艾靖[5]（2021）在《基于污泥调理强化脱水耦合热解技术制备碳基功能材料的研究》文中提出活性污泥法（Activated sludge process）是当今世界污水处理的主流工艺。活性污泥在净化污水的同时,会产生大量的剩余污泥（Surplus sludge）。热解碳化可以实现污泥中有机污染物的去除,杀灭病原微生物,固化污泥有机质和重金属,并且制备功能性碳基材料,同时实现污泥的无害化和资源化利用。然而,污泥含水率超过90%,导致干化-热解过程中消耗大量的能量。机械脱水是降低污泥含水率,提升污泥资源化利用效率的重要方式。污泥絮体的主要成分——胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）通常以类凝胶状结构的形式存在,能够与水分子牢固结合,导致污泥深度脱水困难,因而污泥调理是实现污泥高效脱水和干化的前提和保障。此外,传统热解过程制备的污泥碳材料功能单一且比表面积低,限制其在实际工程中的广泛应用。本论文针对污泥深度脱水困难、传统污泥碳基材料净水功能单一等问题,开展了“基于污泥调理强化脱水耦合热解技术制备碳基功能材料的研究”的工作,具体研究内容和结果如下:1)针对污泥结合水含量高、脱水难度大的问题,采用Fe（Ⅱ）-亚硫酸盐预氧化和聚丙烯酰胺絮凝（Fe/S-PAM）联合处理,首先通过Fe（Ⅱ）-亚硫酸盐预氧化破坏污泥EPS,促进污泥中结合水的释放,然后PAM的重絮凝作用促使污泥颗粒团聚,改善污泥的脱水性能。利用多重光谱学（2D/FT-IR相关光谱、2D/UV相关光谱,XPS等）揭示Fe/S-PAM联合调理过程中污泥有机质（尤其是EPS中的蛋白质、多糖和核酸等）的转化规律,阐明污泥调理的作用机制。研究表明,Fe/S预氧化过程主要为一系列链式自由基反应（涉及SO3·-,SO5’-,和SO4.-）,可有效裂解EPS结构并释放结合水至污泥本体溶液中。其中,Fe/S预氧化阶段中,EPS中蛋白质的C=O组色氨酸结构在Fe-EPS络合作用中起主导作用,造成EPS中蛋白质二级结构（尤其是β-sheet和α-helices）的转变,并消除蛋白质对结合水的束缚作用。此外,Fe/S预氧化处理在EPS的裂解过程增大了 PAM与污泥胶体碎片的接触率,增强了 PAM对污泥胶体碎片的助凝能力,使得污泥颗粒与水有效分离,强化污泥脱水性能。本研究不仅提供了一项新型经济有效的技术强化污泥脱水性能,也为预氧化结合絮凝技术调理污泥提供了科学的参考意义。2)提出了一种结合重金属污水处理和热解技术制备碳基类芬顿材料的工艺技术。首先,利用荧光猝灭技术着重研究了 EPS与重金属的相互作用机制,并采用XRD、FT-IR、BET、TGA、SEM和TEM等分析方法研究Cu/Ni-SBC的物理化学特性。然后,评估Cu/Ni-SBC对17β-雌二醇（E2）氧化降解能力,并结合ESR、XPS和自由基猝灭实验等分析手段揭示Cu/Ni-SBC对E2氧化降解的作用机制。研究表明,WAS可通过静电中和和络合作用等方式稳固吸附污水中Cu2+和Ni2+,最大吸附容量分别达到116.16mg·g-1（Cu）和108.29mg·g-1（Ni）。此外,污泥中的重金属（Cu、Ni）可促进污泥催化热解过程,制备孔隙度丰富的类芬顿材料,对水中雌激素有良好的吸附-氧化降解效能,其中,Cu（Ⅱ）-SBC-H2O2（100%）对E2的氧化降解效率优于Ni（Ⅱ）-SBC-H2O2（79%）。采用自由基猝灭实验定量分析不同种类自由基对E2氧化降解过程贡献率表明,Cu（Ⅱ）-SBC-H2O2体系中,O2·-和·OH自由基均参与E2的氧化降解过程,而Ni（Ⅱ）-SBC-H2O2体系,仅O2·-自由基参与E2的氧化降解过程。同时,XPS对金属价态分析的结果表明,Cu-SBC-H2O2在氧化前后形成了 Cu（Ⅱ）和Cu（Ⅰ）两种结构,而Ni（Ⅱ）-SBC-H2O2过程中只检测到Ni（Ⅱ）。由此可见,Cu（Ⅱ）-SBC和Ni（Ⅱ）-SBC催化氧化H2O2过程中,Cu/Ni的不同金属价态变化生成不同种类的活性自由基,对E2的氧化降解效率表现出差异性。本研究不仅提供了一种先进的污泥多级循环利用策略,而且为过渡态重金属-碳基功能材料（SBC）降解有机污染物机理的研究提供了科学的参考依据。3)针对传统污泥碳基材料功能单一、吸附性能差等问题,提出一种采用KMnO4-Fe（Ⅱ）调理强化污泥脱水过程耦合热解技术制备碳基功能净水材料的工艺技术。首先,由KMnO4-Fe（Ⅱ）调理活性污泥,然后通过干化、高温碳化及研磨等一系列物理过程制备Mn-Fe双金属功能净水污泥碳基材料（Mn-Fe-SBC）,并将其应用于含砷地下水处理中。结果表明,KMnO4-Fe（Ⅱ）通过KMnO4对EPS的预氧化和原位-Fe（Ⅲ）对污泥颗粒再絮凝等过程,显着提升了污泥的脱水性能。同时,利用KMnO4-Fe（Ⅱ）改良后的污泥泥饼通过热解过程制备的Fe-Mn-SBC具有丰富的孔隙结构和Mn-Fe双功能金属特性,使得Fe-Mn-SBC在有氧条件下可有效氧化As（Ⅲ）至毒性较低的As（Ⅴ）,并原位生成羟基铁（Fe（OOH））吸附去除As（Ⅲ）和As（Ⅴ）。研究还发现,低剂量H2O2的引入,可促使Fe-Mn-SBC催化体系生成丰富的活性自由基,促进As（Ⅲ）的氧化过程,提高Fe-Mn-SBC对砷的去除效率。与此同时,Fe-Mn-SBC可同步去除地下水中共存有机质——腐植酸（Humic acids,HA）,但HA的存在抑制了羟基铁的形成,并与砷在Fe-Mn-SBC表面竞争活性吸附位点,降低砷的去除效率。
刘玉,肖本益,田双超,唐心漪,刘凌啸,王莹,郑天龙[6]（2020）在《活性污泥快速吸附污染物的研究进展》文中指出活性污泥因具有快速吸附特性,可作为一种廉价的高效吸附剂,用于吸附污水中的污染物,在相关研究和应用中受到广泛关注。通过对现有文献的归纳,总结了目前国内外在该领域的研究成果和进展,详细阐述了活性污泥对不同污染物（有机物、重金属、氨氮等）的吸附效果及机理,归纳了影响活性污泥吸附特性的各种因素,对活性污泥吸附-再生和实际应用情况进行总结,并提出今后的研究和发展方向。
王琼[7]（2020）在《电镀废水中重金属对H/A/O-MBR污染去除效能影响及生物强化研究》文中进行了进一步梳理表面处理工业园区采用物化和生化结合工艺对废水分类收集处理,然而此工艺存在低浓度重金属长期暴露造成生物处理出水不能稳定达标的问题。针对此问题本课题采用水解/缺氧/好氧-膜生物处理装置（H/A/O-MBR）,以电镀废水中的Pb2+、Cu2+和纳米Cu O（n-Cu O）作为研究对象,聚焦现有研究中低浓度重金属的累积毒性被低估,对重金属的迁移与转化研究不全面,重金属对膜污染的影响缺乏理论支持,针对复合污染的生物强化方法缺失等问题,从重金属对系统效能的长期影响、膜污染机制、生物强化层面展开了研究。首先考察了H/A/O-MBR对模拟电镀废水中特征污染物的降解,其中邻苯甲酰磺酰亚胺钠（光亮剂）的降解率最高,之后依次为十二烷基苯磺酸钠（表面活性剂）、辛基酚聚氧乙烯醚（乳化剂）、石蜡（油脂）,降解产物主要是烷烃和邻苯二甲酸酯。在三组平行H/A/O-MBR中分别探究了2 mg/L和6 mg/L Pb2+、1 mg/L和3 mg/L Cu2+、3 mg/L和10 mg/L n-Cu O的长期毒性影响（每个浓度暴露75 d）。低浓度Pb2+、Cu2+和n-Cu O的长期胁迫均分别造成系统COD、NH4+-N和TN去除效能的下降,对异养菌、硝化菌和反硝化菌活性的抑制也不断增强,其中硝化菌的耐受性最弱。绝大多数Pb、Cu和n-Cu O被截留在污泥中。Pb和Cu通过胞外吸附、胞内富集、化学沉淀作用在污泥中富集而去除,化学沉淀作用随着重金属富集量的升高逐渐占据优势,而胞外吸附和胞内富集作用随着吸附位点的饱和以及微生物活性降低逐渐减弱。n-Cu O通过聚集沉淀和生物吸附作用被去除,聚集沉淀作用随着n-Cu O富集量的上升不断增强。污泥中的Pb主要以残渣态和可还原态存在,Cu主要以残渣态和可氧化态存在,污泥中Pb和Cu的生物有效性不断增强。微生物受到Pb2+、Cu2+和n-Cu O胁迫后细胞分泌更多的胞外聚合物（EPSs）与金属离子和纳米颗粒结合,EPSs与细胞表面的结合强度被削弱,部分紧密结合EPSs（TB-EPSs）转化为松散结合EPSs（LB-EPSs）,EPSs的蛋白/多糖（PN/PS）比值升高,后期Pb2+和Cu2+抑制EPSs的生成。蛋白质抵御重金属和纳米颗粒毒性的作用强于多糖,其肽链结构发生改变。EPSs参与Pb2+和n-Cu O吸附的官能团有羧基、磷酸基、羟基和氨基,参与Cu2+吸附的有羧基、羟基和氨基,细胞膜成分构象变化导致细胞膜破裂。随后以Pb2+为例探究了重金属离子对H/A/O-MBR膜污染的影响。低浓度Pb2+长期暴露后膜污染速度先加快后减缓。污泥上清液中溶解性和胶体性有机物（SCFs）的多糖和蛋白质含量增加,中、低分子量SCFs的增加加速了膜孔堵塞速率,膜孔堵塞机制符合标准堵塞。LB-EPSs的浓度与PN/PS的下降导致污泥疏水性变弱,聚集能力增强,滤饼层污染减缓。提高进水Pb2+浓度后膜污染速度持续加快。高分子量SCFs的增加促进了凝胶层的形成,减轻了膜孔堵塞,膜孔堵塞机制符合滤饼过滤。LB-EPSs的浓度与PN/PS的升高导致污泥絮体疏水性变强,聚集能力减弱,加剧滤饼层污染。最后对受到n-Cu O胁迫的H/A/O-MBR进行了生物强化研究。从电镀废水处理厂的活性污泥中筛选出耐受Cu2+和降解有机物能力强的菌株5株,L1～L5对Cu2+的吸附符合伪二级动力学和Langmuir等温线模型,具有细胞表面单层快速束缚特征。L2～L4的Cu2+吸附性能强于L1和L5,其Cu2+最大吸附容量分别为34.15 mg/g、45.68 mg/g和26.72 mg/g。L2～L4的有机物降解性能随着p H值的上升而提高,受有机底物浓度影响较小,其对有机物的去除率达到70%以上。L2～L4基因序列鉴定结果依次为Enterobacteria sp.、Meyerozyma guilliermondii和Rhodotorula mucilaginosa。将L2～L4等比例混合构建菌群,在H/A/O-MBR中进行一次接种和重复接种的生物强化效果均可持续,COD平均去除率分别提高了5.7%和12.9%。重复接种体系对复合污染的去除效果更好,可将出水COD浓度降低到排放标准以下。重复接种促进了群落中真菌的多样性和均匀度以及细菌的多样性提升,L2～L4成为优势菌群并促进土着微生物的群落演替,二者协同提升了系统效能。菌剂中L3和L4的最佳复配比为1:2.03。
吴蒙,王晓青,刘军晖,朱超[8]（2020）在《活性污泥吸附剂对Pb2+、Zn2+吸附特征的影响》文中研究指明利用活性污泥为原材料,制备干活性污泥吸附剂和污泥活性炭吸附剂以除去废水中重金属离子。研究了pH、吸附时间、吸附剂投加量和离子初始浓度条件下,干活性污泥吸附剂和污泥活性炭吸附剂对Pb2+和Zn2+吸附效果的影响。结果表明,随着重金属离子初始浓度的增大,两种吸附剂的吸附效果逐渐降低,当初始浓度为10 mg/L时,去除率为90%,离子初始浓度增加到300 mg/L时,去除率为10%。随着pH、吸附剂投加量和吸附时间的增大,活性污泥吸附剂对Pb、Zn离子的吸附效果逐渐变好。总体上,干活性污泥吸附剂较污泥活性炭吸附剂吸附效果好。活性污泥吸附剂对Pb2+、Zn2+的去除效果主要受重金属初始浓度和吸附剂投加量影响,pH值次之,吸附时间较小。
刘学文[9]（2020）在《生物炭对活性污泥性能及金属离子的吸附影响研究》文中研究说明生物炭对水处理系统性能的影响受到环保工作者的广泛关注。本论文将生物炭加入活性污泥系统,通过检测污泥生物量的变化、氮磷的去除效率、SMP及EPS的组成及含量,判断生物炭对活性污泥性能产生的影响;同时验证该活性污泥系统对不同金属离子的吸附去除效率。进一步研究了金属离子胁迫下生物炭对活性污泥性能的影响,研究结果为生物炭在水处理中的应用提供一定的理论参考。（1）三种不同原料制成的生物炭加入SBR系统,运行后发现:生物炭的添加使污泥絮体体积增大,微生物含量增多,沉降性能更好。活性污泥添加生物炭后对氮的去除效果更好,同时提高了对磷的去除能力。相较于对照组,添加生物炭的活性污泥中SMP的含量降低,添加PMB、RSB、RHB的活性污泥中SMP的蛋白质含量分别减少76.6%、64.6%、62.3%,有利于污水出水水质的提高,出水COD含量降低。添加生物炭的活性污泥EPS中蛋白质的含量增加17.8%～32.8%,含有更多的氨基酸或蛋白质中的色氨酸、酪氨酸以及苯丙氨酸,原因可能是添加生物炭提高了污泥的微生物含量。猪粪生物炭（PMB）的加入对活性污泥系统影响最大,秸秆生物炭（RSB）和稻壳生物炭（RHB）次之,这可能与不同原材料制成的生物炭理化性质的差异有关。（2）生物炭对活性污泥吸附去除重金属离子的影响:添加生物炭的活性污泥对重金属离子的吸附作用明显强于对照组,其中添加猪粪生物炭（PMB）的活性污泥对重金属离子的吸附作用最强,添加秸秆生物炭（RSB）和稻壳生物炭（RHB）的活性污泥次之。添加猪粪生物炭（PMB）的活性污泥对三种金属离子(Cr6+、Cu2+、Zn2+)中的Cu2+吸附作用最强,去除率高达92.87%。（3）模拟污水含有Cu2+时猪粪生物炭（PMB）对活性污泥的影响:模拟污水含有Cu2+时,活性污泥的边界不清晰,污泥絮凝性差,没有明显的微生物活动迹象。PMB的加入对污泥絮体起联结作用,污泥絮体体积增大,沉降性能有一定程度的提高,微生物量增多（增加10%左右）。PMB的存在提高了污泥对氨氮、总氮以及总磷的去除率,同时添加PMB的活性污泥对铜离子的去除效率更高。铜离子胁迫下活性污泥SMP中含有大量的腐殖质,约占SMP总量的45.5%。PMB的添加减少了活性污泥SMP的含量,出水COD更低,更易达到排放标准。对照组的EPS总量大于添加PMB的试验组,但是添加PMB的活性污泥EPS中蛋白质的含量比对照组高15.5%,原因可能是添加PMB的活性污泥具有更高的微生物量。
武骁[10]（2020）在《好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究》文中研究表明含盐有机废水产生量大、来源广泛、成分复杂,是环境领域亟待解决的问题。生物法具有成本较低、二次污染小等优势,已广泛应用于含盐有机废水处理。其中,好氧颗粒污泥是上世纪末新兴生物处理技术,具备密实的结构、良好的沉降性和抗逆性能、微生物菌群多样化的优点,被认为是一项有前景的含盐有机废水处理技术。但是针对含盐有机废水多样化的排放特征,好氧颗粒污泥工艺仍存在颗粒化时间长、耐受短期盐度冲击性能机理不明、耐受长期盐胁迫不稳定以及处理含盐废水中难降解有机物效能不足的缺陷。有鉴于此,本研究首先以絮状活性污泥为接种污泥快速构建好氧颗粒污泥;针对含盐有机废水短期排放的特征,探究好氧颗粒污泥耐受废水短期盐度冲击的性能与机理,并且探究其吸附重金属潜能;针对含盐有机废水长期排放的特征,考察了好氧颗粒污泥耐受废水长期盐度胁迫的性能与机理;针对含盐同时含难降解污染物的废水处理技术难题,以萘为目标污染物,采用投加中度嗜盐菌的方法强化好氧颗粒污泥性能,实现了对含盐废水中萘的高效去除。研究结果对全面认识好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及其耐盐机理具有重要的理论和现实意义。本研究采用5 min短沉降时间、3 L/min高曝气量与进水后厌氧停留的耦合手段,在序批式反应器（SBR）中用33 d快速培育出稳定且沉降性能良好的好氧颗粒污泥。好氧颗粒污泥具备良好的团聚性和强度,相对疏水性（RH）和完整系数（IC）为73.5%和98.1%。短沉降时间筛选具有良好沉降性能的污泥、高曝气量产生的水力剪切力刺激微生物分泌胞外聚合物（EPS）促进污泥团聚是活性污泥快速颗粒化的关键,进水后厌氧停留抑制丝状菌的生长有利于好氧颗粒污泥的稳定运行。好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击废水的性能研究结果表明,不同盐浓度废水（0-60 g/L,以NaCl作为盐分）冲击之后,好氧颗粒污泥系统污泥浓度均无明显改变。经过40 g/L盐度冲击后,好氧颗粒污泥系统化学需氧量（COD）去除率经过15个周期（90 h）可恢复至87.5%,而60g/L盐度冲击后,COD去除率稳定在73.8%,无法在短期内恢复到盐度冲击前的水平,说明好氧颗粒污泥最大耐受盐度为40 g/L。好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击的机理是,在40 g/L盐度下好氧颗粒污泥的比耗氧速率（SOUR）下降后可以恢复,保持生物活性;颗粒污泥完整系数（IC）为87.6%,结构完整密实;乳酸脱氢酶（LDH）相对释放率仅为129.4%,好氧颗粒污泥中微生物细胞结构相对完整。采用含盐废水刺激好氧颗粒污泥强化吸附Zn2+性能研究表明,在所试盐浓度范围内（0-50 g/L）,30 g/L盐度刺激后的好氧颗粒污泥吸附性能最好,平衡吸附量达到29.76 mg/g。并且此吸附过程等温线符合Langmuir模型,理论最大吸附量达到73.94 mg/g。EPS组分分析表明,短期盐刺激好氧颗粒污泥大量分泌EPS中的多糖可能是强化Zn2+吸附的原因。傅里叶红外光谱（FTIR）与X射线光电子能谱（XPS）分析进一步表明,EPS多糖组分中的羟基是强化吸附Zn2+的主要位点。好氧颗粒污泥耐受长期盐度胁迫性能研究表明,好氧颗粒污泥能够在113 d内耐受长期盐度胁迫作用,其最高耐盐浓度达到50 g/L。好氧颗粒污泥在10 g/L、30 g/L、50 g/L盐度条件下,COD去除效能良好,稳定后去除率分别为90.3%、88.0%、78.0%;且好氧颗粒污泥可以维持较高活性。在10 g/L、30 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥具备良好的结构完整度和团聚性,IC分别为96.2%、97.7%,RH分别为80.5%、83.8%。在50 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥结构完整度和团聚性有所变差,但仍可以稳定运行,IC为85.4%,RH为73.1%。在10g/L、30g/L盐度下,好氧颗粒污泥耐受盐度胁迫机理是非嗜盐菌过量分泌EPS维持好氧颗粒污泥的良好团聚性,好氧颗粒污泥的密实结构能够保障其中非嗜盐菌的活性以维持好氧颗粒污泥的有机物去除功能。而在50 g/L盐度条件下,好氧颗粒污泥耐盐机理是因为在高盐生态环境下形成以多种中度嗜盐菌群占主导的菌群结构以维持好氧颗粒污泥系统的稳定和有机物去除能力。采用好氧颗粒污泥处理含盐含萘废水,并外加Martelella AD-3菌以强化好氧颗粒污泥降解含盐含萘废水的性能。在盐度为30 g/L,萘浓度为15 mg/L时,好氧颗粒污泥对于萘的降解效率最高可以达到88.7%。好氧颗粒污泥表现出对萘良好的耐受性,且能保持较好的生物活性、污泥完整度、团聚性。将进水萘浓度提升到25mg/L后,好氧颗粒污泥对于萘的降解效率下降至70.4%。此时萘对好氧颗粒污泥的活性、结构完整度和团聚性有所影响。SOUR、IC 和 RH 降至 0.38 mgO2（g VSS）-1min-1、94.0%和 73.5%。此后,本研究投加3%质量比例的Martelella sp.AD-3菌以强化萘的降解效能。达到稳定状态后,生物强化组萘去除率为93.6%。而对照组去除率为76.8%。生物强化也改善了好氧颗粒污泥的活性、结构完整度和团聚性,SOUR、IC和RH恢复至0.48 mgO2（g VSS）-1min-1、96.3%和78.3%。在高盐含萘的环境中外加Martelella AD-3菌促进了中度嗜盐菌Halomonas和Marinicella的生长,可能有利于好氧颗粒污泥保持污泥性能和执行降解萘的功能。投加AD-3菌也提高了萘降解基因的丰度,有利于萘的降解。
二、活性污泥吸附重金属的研究进展（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、活性污泥吸附重金属的研究进展（论文提纲范文）
（1）铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水生物处理概述 |
| 1.1.1 含盐废水来源及特征 |
| 1.1.2 含盐废水生物处理现状 |
| 1.2 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的发展与特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.2.3 影响好氧颗粒污泥形成的因素 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用 |
| 1.3 菌丝球概述 |
| 1.3.1 菌丝球形成及特性 |
| 1.3.2 菌丝球的应用现状 |
| 1.4 铁对废水生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对功能物种生物活性的影响 |
| 1.4.2 铁元素对污泥结构的影响 |
| 1.5 生物强化在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 NPs修饰AT菌丝球及其性能 |
| 2.3.2 AT菌丝球辅助絮状活性污泥聚集 |
| 2.3.3 初始AT-AGS形成机理 |
| 2.3.4 AT-AGS成熟过程及机理 |
| 2.3.5 AT-AGS的污染物去除效能 |
| 2.3.6 AT-AGS的微生物群落演变和主要功能物种 |
| 2.3.7 AT-AGS的尺寸效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 耐盐AT-AGS的形成及抗逆机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的COD去除性能 |
| 3.3.2 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的氮去除性能 |
| 3.3.3 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的理化性质和生物活性变化 |
| 3.3.4 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的EPS变化 |
| 3.3.5 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的微生物群落结构 |
| 3.3.6 耐盐絮状活性污泥和耐盐AT-AGS的重金属吸附性能 |
| 3.3.7 Fe_3O_4强化耐盐AT-AGS处理C/N波动的高盐废水 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 耐盐氨氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.2 耐盐亚硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.3 耐盐硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.4 复合菌剂的制备及脱氮性能 |
| 4.3.5 复合菌剂强化处理海产品加工废水的投加策略选择 |
| 4.3.6 不同复合菌剂投机策略对污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 丝状菌辅助活性污泥絮凝造粒的接种策略评估 |
| 5.3.2 预制菌丝球的性能优化 |
| 5.3.3 菌丝球辅助活性污泥絮凝初始造粒 |
| 5.3.4 菌丝球-颗粒污泥的成熟过程 |
| 5.3.5 成熟菌丝球-颗粒污泥的污染物去除性能 |
| 5.3.6 菌丝球-颗粒污泥的关键酶活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（2）河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 底泥污染成因分析 |
| 1.2.2 底泥修复技术 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 污泥基生物炭的制备 |
| 2.1.3 污泥基生物炭的性质测定 |
| 2.1.4 生物促生剂性质测定 |
| 2.1.5 活性污泥来源 |
| 2.1.6 主要试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 黑臭底泥稳定化研究 |
| 2.2.2 底泥重金属固化技术研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 多糖 |
| 2.3.2 蛋白质 |
| 2.3.3 三维荧光分析 |
| 2.3.4 扫描电子电镜分析(SEM) |
| 2.3.5 能量色散X射线光谱分析(EDS) |
| 2.3.6 常规指标检测方法 |
| 3 黑臭底泥生物稳定化研究 |
| 3.1 生物促生剂和活性污泥对黑臭底泥修复效果研究 |
| 3.1.1 投加量对底泥稳定化的影响 |
| 3.1.2 反应时间对黑臭底泥稳定化效果的影响 |
| 3.1.3 联合配比对底泥稳定化效果影响 |
| 3.1.4 反应前后底泥颜色变化 |
| 3.2 本章小结 |
| 4 底泥重金属固化效果研究 |
| 4.1 底泥重金属Cu的固化效果 |
| 4.2 底泥重金属Pb的固化效果 |
| 4.3 底泥重金属Cd的固化效果 |
| 4.4 重金属浸出实验研究 |
| 4.5 经济分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 底泥污染修复机理分析 |
| 5.1 底泥黑臭污染治理前后机理分析 |
| 5.1.1 三维荧光分析 |
| 5.1.2 底泥稳定化修复机理分析 |
| 5.2 底泥重金属污染修复机理分析 |
| 5.2.1 不同固化剂固化重金属机理 |
| 5.2.2 底泥p H变化分析 |
| 5.2.3 重金属形态变化分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文及参加科研情况 |
（3）好氧颗粒污泥脱氮除重金属性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状及发展趋势 |
| 1.3 AGS脱氮技术研究进展 |
| 1.3.1 AGS的定义 |
| 1.3.2 SND脱氮 |
| 1.3.3 Anammox脱氮 |
| 1.3.4 异养反硝化脱氮 |
| 1.3.5 菌藻颗粒污泥耦合脱氮 |
| 1.4 AGS吸附重金属效果及机理 |
| 1.4.1 AGS吸附重金属效果研究 |
| 1.4.2 AGS吸附重金属机理 |
| 1.5 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 ANGS的储存及恢复研究 |
| 2.1 ANGS的储存 |
| 2.2 ANGS的恢复 |
| 2.3 湿式储存下ANGS的稳定性 |
| 2.4 ANGS的活性恢复 |
| 2.4.1 恢复过程中的污泥形态变化 |
| 2.4.2 恢复过程中的理化特性变化 |
| 2.4.3 反应器对污染物的去除效果 |
| 2.4.4 颗粒污泥菌种群落变化 |
| 2.5 ANGS的基质降解动力学 |
| 2.6 长距离运输下ANGS的稳定性及其恢复 |
| 2.7 ANGS的储存及恢复机理 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 交替曝气模式下ANGS的脱氮性能 |
| 3.1 试验装置及运行方式 |
| 3.2 污泥来源 |
| 3.3 进水水质 |
| 3.4 分析项目及测试方法 |
| 3.5 不同交替模式下TIN去除效果 |
| 3.6 ANGS的脱氮规律 |
| 3.7 节能效果与耦合工艺分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 外投碳源强化AGS耦合脱氮效果 |
| 4.1 试验装置及运行方式 |
| 4.2 接种污泥 |
| 4.3 进水水质 |
| 4.4 分析项目及测试方法 |
| 4.5 微生物多样性分析 |
| 4.6 动力学参数测定 |
| 4.7 脱氮方式贡献率计算 |
| 4.8 污泥形态变化 |
| 4.9 污泥理化性质变化 |
| 4.10 反应器对污染物去除效果 |
| 4.11 典型周期下污染物去除规律 |
| 4.12 ANGS的基质降解动力学 |
| 4.13 内源反硝化及外源反硝化贡献度 |
| 4.14 节能效果分析 |
| 4.15 菌群分析 |
| 4.16 本章小结 |
| 第五章 ANGS吸附铜离子性能及吸附等温线 |
| 5.1 ANGS |
| 5.2 铜离子储备液 |
| 5.3 吸附等温线 |
| 5.4 吸附反应 |
| 5.5 单因素实验结果分析 |
| 5.6 响应曲面法探究最佳吸附效果 |
| 5.7 铜离子对ANGS稳定性影响 |
| 5.8 吸附等温线拟合 |
| 5.9 本章小结 |
| 第六章 ANGS吸附铅离子效果及机理 |
| 6.1 ANGS及含铅废水 |
| 6.2 吸附反应 |
| 6.3 吸附反应 |
| 6.4 表征手段 |
| 6.5 单因素实验结果分析 |
| 6.6 响应曲面法分析 |
| 6.7 吸附热力学 |
| 6.8 吸附动力学拟合 |
| 6.9 表征 |
| 6.10 结论 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.1.1 水污染的危害 |
| 1.1.2 物理化学法在废水处理中的应用 |
| 1.1.3 生物修复在废水处理中的应用 |
| 1.2 废水中新兴污染物 |
| 1.2.1 新兴污染物的污染现状 |
| 1.2.2 新兴污染物的治理方法 |
| 1.3 活性污泥技术去除新兴污染物 |
| 1.4 生物强化技术 |
| 1.5 细胞表面展示技术 |
| 1.5.1 细胞表面展示技术的原理 |
| 1.5.2 细胞表面展示技术的环境应用 |
| 1.6 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 全氟辛烷磺酸在SBR系统中的命运和行为 |
| 1.7.2 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和Cr(VI) |
| 1.7.3 黑曲霉菌丝好氧颗粒污泥处理复合抗生素制药废水 |
| 第二章 全氟辛烷磺酸在序批式活性污泥反应器中的命运和行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 化学药品,活性污泥和废水 |
| 2.2.2 活性污泥反应器的运行 |
| 2.2.3 吸附动力学和等温线的测定 |
| 2.2.4 从活性污泥中提取PFOS,SMP和 EPS |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 常规活性污泥系统中的PFOS去除 |
| 2.3.2 PFOS在活性污泥上的吸附动力学和等温曲线 |
| 2.3.3 PFOS对活性污泥反应器性能的影响 |
| 2.3.4 PFOS对活性污泥特性的影响 |
| 2.3.5 PFOS对 SMP和 EPS释放的影响 |
| 2.3.6 PFOS对活性污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和六价铬 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 菌株富集,分离和鉴定 |
| 3.2.3 MG的生物降解和Cr(VI)去除的评估 |
| 3.2.4 MBR中的生物强化测试 |
| 3.2.5 LZ-MG14-gfp的定量和微生物群落结构分析 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 LZ-MG14 的分离与鉴定 |
| 3.3.2 LZ-MG14 修复MG和 Cr(VI)的表征 |
| 3.3.3 LZ-MG14 去除MG和 Cr(VI)的潜在机制 |
| 3.3.4 生物强化MBR处理含MG和 Cr(VI)的实际纺织废水 |
| 3.3.5 LZ-MG14 菌株在活性污泥中的定殖 |
| 3.3.6 MBR中微生物群落概况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 使用菌丝好氧颗粒污泥处理含复合抗生素的制药废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 化学药品,菌株和培养基 |
| 4.2.2 β-内酰胺酶细胞表面展示质粒的构建 |
| 4.2.3 菌丝表面β-内酰胺酶的检测 |
| 4.2.4 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.2.5 β-内酰胺类抗生素降解的表征 |
| 4.2.6 β-内酰胺类抗生素在制药废水中的降解 |
| 4.2.7 分析方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 β-内酰胺酶在细胞壁表面的锚定 |
| 4.3.2 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.3.3 A.niger-Bla降解β-内酰胺类抗生素 |
| 4.3.4 A.niger-Bla降解β-内酰胺抗生素的潜在机制 |
| 4.3.5 A.niger-Bla好氧颗粒污泥处理实际制药废水 |
| 4.3.6 菌丝AGS的特征分析 |
| 4.3.7 生物反应器中的微生物群落概况 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 文中专业名词及缩写词表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 一、发表论文 |
| 二、参与课题 |
| 致谢 |
（5）基于污泥调理强化脱水耦合热解技术制备碳基功能材料的研究（论文提纲范文）
| 个人简历及攻读博士学位期间发表的学术论文与所获荣誉 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 污泥的来源、组成、性质及其研究现状 |
| 1.1.1 污泥的来源、组成和性质 |
| 1.1.2 污泥的分类 |
| 1.1.3 污泥的处理和处置技术 |
| 1.2 污泥深度脱水的研究进展 |
| 1.2.1 污泥深度脱水的必要性 |
| 1.2.2 污泥深度脱水系统 |
| 1.2.3 污泥调理技术 |
| 1.2.4 高级氧化联合絮凝过程强化污泥脱水性能的研究 |
| 1.3 污泥资源化利用——高温热解制备污泥碳基材料的研究 |
| 1.3.1 污泥热解技术 |
| 1.3.2 污泥热解碳化制备碳基材料的技术工艺 |
| 1.3.3 重金属污水处理联合热解技术制备污泥碳基类芬顿催化材料 |
| 1.3.4 化学调理耦合热解技术制备多功能碳基净水材料 |
| 1.4 现有污泥资源化利用技术存在的问题 |
| 1.4.1 污泥深度脱水困难 |
| 1.4.2 传统污泥碳材料净水能力有限 |
| 1.5 本论文的研究目的和意义 |
| 1.6 本论文的主要研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 剩余活性污泥的来源及性质 |
| 2.2.2 化学试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 Fe/S-PAM（Ferrous/Sulfite-Polyphenylamide）调理污泥脱水实验 |
| 2.3.2 结合重金属污水处理耦合热解技术制备碳基类芬顿催化材料 |
| 2.3.3 KMnO_4-Fe(Ⅱ)强化污泥脱水耦合热解技术制备多功能碳基净水材料 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 污泥物理性能的测定方法 |
| 2.4.2 活性污泥有机质含量的测定 |
| 2.4.3 污泥EPS的提取和测定方法 |
| 2.4.4 活性污泥的高温热解碳化过程 |
| 2.4.5 17β-雌激素(E2)含量的分析方法 |
| 2.4.6 重金属的分析方法 |
| 2.4.7 活性自由基和H_2O_2动力学分解的分析方法 |
| 2.4.8 激光共聚焦电子扫描显微镜 |
| 2.4.9 EEM分析 |
| 2.4.10 二维相关光谱分析法 |
| 第三章 Fe(Ⅱ)-亚硫酸盐预氧化和聚丙烯酰胺絮凝(Fe/S-PAM)联合调理技术强化污泥脱水性能 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 Fe/S氧化和PAM絮凝对污泥脱水性能的影响 |
| 3.2.1 Fe/S氧化和PAM絮凝调理污泥的条件优化 |
| 3.2.2 Fe/S-PAM调理对污泥脱水性能的影响 |
| 3.3 Fe/S-PAM处理对污泥絮凝体微观结构的影响 |
| 3.3.1 Fe/S-PAM 处理对污泥物理结构的影响 |
| 3.3.2 Fe/S-PAM 处理对生物聚合物（EPS）转化的影响 |
| 3.4 Fe/S 预处理改善污泥脱水性能的机理研究 |
| 3.4.1 氧化自由基在Fe/S系统中的作用 |
| 3.4.2 Fe-EPS配位的络合常数研究 |
| 3.4.3 Fe(Ⅱ)与EPS发色基团结合的异质性 |
| 3.4.4 Fe/S处理对EPS蛋白质二级结构转变的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 利用活性污泥制备Cu/Ni-碳基类芬顿催化剂及其对雌激素的催化性能评价和微界面机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 活性污泥对污水中重金属吸附去除的性能评估 |
| 4.2.1 活性污泥吸附重金属的动力学研究 |
| 4.2.2 重金属吸附过程对活性污泥EPS的影响 |
| 4.2.3 活性污泥EPS与重金属的络合常数测定 |
| 4.3 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC材料表征 |
| 4.3.1 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC的物理结构表征 |
| 4.3.2 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC的热稳定性能 |
| 4.3.3 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC的化学结构表征 |
| 4.4 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC处理雌激素废水 |
| 4.4.1 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC对H_2O_2的分解动力学 |
| 4.4.2 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC对E2的氧化降解作用 |
| 4.5 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC对雌激素氧化降解的机理 |
| 4.5.1 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC催化氧化过程中的活性自由基 |
| 4.5.2 Cu(Ⅱ)/Ni(Ⅱ)-SBC-H_2O_2对E2的氧化降解机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 KMnO_4-Fe(Ⅱ)调理强化脱水耦合催化热解制备碳基功能净水材料及其对含砷废水的深度处理 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 KMnO_4-Fe(Ⅱ)调理对污泥脱水性能的影响 |
| 5.2.1 KMnO_4-Fe(Ⅱ)处理对污泥CST和SRF的影响 |
| 5.2.2 KMnO_4-Fe(Ⅱ)处理对污泥有机质含量变化的影响 |
| 5.2.3 KMnO_4-Fe(Ⅱ)处理对污泥生物聚合物转化的影响 |
| 5.3 Fe-Mn-SBC材料表征 |
| 5.3.1 Fe-Mn-SBC的物理结构表征 |
| 5.3.2 Fe-Mn-SBC的化学结构表征 |
| 5.4 Fe-Mn-SBC处理含As(Ⅲ)废水 |
| 5.4.1 Fe-Mn-SBC对As(Ⅲ)的吸附性能研究 |
| 5.4.2 Fe-Mn-SBC对As(Ⅲ)的氧化性能研究 |
| 5.5 砷在Fe-Mn-SBC微界面的迁移转化机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 缩略词列表 |
（6）活性污泥快速吸附污染物的研究进展（论文提纲范文）
| 1 活性污泥对污水中不同污染物的快速吸附 |
| 1.1 有机物 |
| 1.2 重金属离子 |
| 1.3 氨氮 |
| 1.4 其他污染物 |
| 2 活性污泥对快速吸附污染物的机理分析 |
| 3 活性污泥吸附污染物的影响因素 |
| 4 活性污泥吸附的实际应用 |
| 5 总结与展望 |
（7）电镀废水中重金属对H/A/O-MBR污染去除效能影响及生物强化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源与背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景 |
| 1.2 电镀废水的来源与特点 |
| 1.3 电镀废水中污染物的环境风险 |
| 1.3.1 重金属的环境风险 |
| 1.3.2 纳米颗粒的环境风险 |
| 1.3.3 电镀废水中有机污染物的环境风险 |
| 1.4 电镀废水处理工艺流程 |
| 1.5 重金属和纳米颗粒对废水生物处理系统的影响研究现状 |
| 1.5.1 重金属和纳米颗粒对系统性能的影响 |
| 1.5.2 重金属和纳米颗粒对活性污泥理化特性的影响 |
| 1.6 目前存在的问题 |
| 1.7 课题的研究意义与内容 |
| 1.7.1 研究的目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 模拟电镀废水 |
| 2.1.3 重金属和纳米颗粒的选择与表征 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 H/A/O-MBR的运行 |
| 2.2.2 生物强化菌株的筛选与鉴定 |
| 2.3 常规指标检测 |
| 2.3.1 常规水质指标 |
| 2.3.2 生物量的测定 |
| 2.3.3 微生物活性指标 |
| 2.4 特征污染物检测 |
| 2.5 重金属的预处理与检测 |
| 2.5.1 溶解态和总重金属的提取 |
| 2.5.2 胞内重金属的提取 |
| 2.5.3 不同形态重金属的提取 |
| 2.5.4 纳米氧化铜的预处理 |
| 2.5.5 Visual MINTEQ模拟与阴/阳离子的检测 |
| 2.6 膜污染指标检测 |
| 2.6.1 污染膜的清洗与膜污染阻力分析 |
| 2.6.2 污染物膜过滤实验与污染模型拟合 |
| 2.6.3 膜污染物的提取 |
| 2.6.4 接触角和界面自由能测定 |
| 2.6.5 分子量分布的测定 |
| 2.6.6 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 2.7 分子生物学指标检测 |
| 2.7.1 DNA的提取与T-RFLP分析 |
| 2.7.2 菌群结构分析 |
| 第3章 重金属及纳米氧化铜对H/A/O-MBR性能的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 H/A/O-MBR中有机污染物的降解 |
| 3.2.1 特征污染物的定量分析 |
| 3.2.2 降解产物的定性分析 |
| 3.3 重金属及纳米氧化铜对系统处理效能的影响 |
| 3.3.1 对COD去除的影响 |
| 3.3.2 对氨氮去除的影响 |
| 3.3.3 对总氮去除的影响 |
| 3.4 重金属及纳米氧化铜对不同功能菌群活性的影响 |
| 3.5 重金属及纳米氧化铜在系统中的归趋 |
| 3.5.1 重金属及纳米氧化铜的去除与富集 |
| 3.5.2 重金属及纳米氧化铜的生物吸附 |
| 3.5.3 重金属的化学沉淀 |
| 3.6 重金属赋存形态的转变 |
| 3.6.1 污泥中重金属的赋存形态与稳定性转变 |
| 3.6.2 剩余污泥中重金属的潜在生态危害评价 |
| 3.7 活性污泥生理特性对重金属及纳米氧化铜胁迫的响应分析 |
| 3.7.1 胞外聚合物成分与含量的变化情况 |
| 3.7.2 胞外聚合物的结合构象变化情况 |
| 3.7.3 蛋白质二级结构的变化情况 |
| 3.7.4 细胞膜的损伤情况 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 铅离子对H/A/O-MBR膜污染的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铅离子暴露下的膜污染状况分析 |
| 4.2.1 过膜压力增长情况分析 |
| 4.2.2 膜污染阻力分布情况分析 |
| 4.3 铅离子暴露下的膜孔堵塞机制分析 |
| 4.3.1 溶解性与胶体性有机物的成分与含量 |
| 4.3.2 SCFs的分子量分布 |
| 4.3.3 SCFs的膜孔堵塞模型 |
| 4.4 铅离子暴露下的滤饼层形成机制分析 |
| 4.4.1 滤饼层特性 |
| 4.4.2 絮体表面特性分析 |
| 4.4.3 絮体的聚集特性分析 |
| 4.4.4 胞外聚合物的成分与含量分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 受纳米氧化铜胁迫H/A/O-MBR的生物强化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 菌株的性能分析 |
| 5.2.1 菌株的Cu~(2+)最小抑制浓度 |
| 5.2.2 菌株的Cu~(2+)吸附性能 |
| 5.2.3 菌株的有机物降解性能 |
| 5.3 菌群的构建与生物强化效能评估 |
| 5.3.1 菌群的构建 |
| 5.3.2 接种方式对比与菌群强化效能评估 |
| 5.4 微生物群落结构分析 |
| 5.4.1 微生物群落的多样性分析 |
| 5.4.2 微生物群落的均匀度分析 |
| 5.4.3 群落演替和系统性能的关联性分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）生物炭对活性污泥性能及金属离子的吸附影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 活性污泥法 |
| 1.1.1 起源和发展 |
| 1.1.2 基本原理和工艺流程 |
| 1.2 活性污泥絮体的组成 |
| 1.2.1 溶解性微生物产物(SMP) |
| 1.2.2 胞外聚合物(EPS) |
| 1.3 活性污泥对重金属的吸附 |
| 1.3.1 SMP与重金属离子之间的作用 |
| 1.3.2 EPS与重金属离子之间的作用 |
| 1.4 生物炭概述 |
| 1.4.1 生物炭的稳定性 |
| 1.4.2 生物炭的吸附性 |
| 1.4.3 生物炭在污水处理领域的应用 |
| 1.5 本研究概况 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验装置及运行方法 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 运行方法 |
| 2.2 试验废水及接种污泥 |
| 2.2.1 试验废水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验材料、药品与仪器 |
| 2.3.1 化学试剂 |
| 2.3.2 试验仪器 |
| 2.3.3 生物炭材料 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 常规水质及污泥检测 |
| 2.4.2 溶解性微生物产物(SMP)及胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.4.3 溶解性微生物产物(SMP)及胞外聚合物(EPS)的分析 |
| 第三章 不同生物炭对活性污泥特性的影响 |
| 3.1 生物炭添加方法 |
| 3.2 常规处理性能、污泥特性及生物反应过程 |
| 3.2.1 污泥形态及MLVSS/MLSS、SVI、pH、COD的变化 |
| 3.2.2 基质降解动力学 |
| 3.3 生物炭对活性污泥SMP及 EPS的影响 |
| 3.3.1 SMP的组成及含量 |
| 3.3.2 EPS的组成及含量 |
| 3.3.3 EPS的紫外-可见光(Uv-vis)光谱特性 |
| 3.3.4 EPS的傅里叶红外光谱(FTIR)特性 |
| 3.4 生物炭与活性炭对活性污泥影响的比较分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Cu~(2+)胁迫下猪粪生物炭对活性污泥特性的影响 |
| 4.1 活性污泥对重金属离子的吸附 |
| 4.1.1 活性污泥对重金属离子的吸附机理 |
| 4.1.2 添加不同生物炭的活性污泥对重金属离子的吸附 |
| 4.2 常规处理性能、污泥特性及生物反应过程 |
| 4.2.1 污泥形态及MLVSS/MLSS、SVI、COD的变化 |
| 4.2.2 基质降解动力学 |
| 4.3 Cu~(2+)胁迫下猪粪生物炭对活性污泥SMP及 EPS的影响 |
| 4.3.1 SMP的组成及含量 |
| 4.3.2 EPS的组成及含量 |
| 4.3.3 EPS的紫外-可见光(Uv-vis)光谱特性 |
| 4.3.4 铜离子胁迫下EPS的傅里叶红外光谱(FTIR)特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 参与的科研项目 |
| 学位论文数据集 |
（10）好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 含盐有机废水概述 |
| 1.1.1 含盐有机废水的特征 |
| 1.1.2 含盐有机废水的处理技术 |
| 1.2 好氧颗粒污泥研究进展 |
| 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 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥的应用 |
| 1.3 课题来源 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验试剂及实验仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 反应器构型 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 污泥物理指标分析 |
| 2.3.2 污泥化学指标分析 |
| 2.3.3 扫描电镜技术 |
| 2.3.4 多重荧光染色技术 |
| 2.3.5 萘测定 |
| 2.3.6 Zn~(2+)测定 |
| 第3章 活性污泥快速颗粒化过程研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 接种污泥 |
| 3.2.2 废水水质 |
| 3.2.3 反应器运行 |
| 3.3 快速颗粒化过程中污泥粒径与形态特征 |
| 3.4 快速颗粒化过程中的污泥性能 |
| 3.4.1 污泥浓度 |
| 3.4.2 沉降性 |
| 3.4.3 团聚性 |
| 3.4.4 污泥强度 |
| 3.5 EPS |
| 3.6 快速颗粒化的阶段 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 好氧颗粒污泥耐受短期盐度冲击性能及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 盐度冲击实验 |
| 4.2.2 反应器运行条件 |
| 4.2.3 废水成分 |
| 4.3 盐度冲击后好氧颗粒污泥系统效能与污泥浓度 |
| 4.4 盐度冲击后好氧颗粒污泥的活性与结构完整度 |
| 4.5 耐受盐度冲击好氧颗粒污泥中细胞损伤 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 含盐废水刺激好氧颗粒污泥强化吸附Zn~(2+)性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 好氧颗粒污泥的培育 |
| 5.2.2 盐度刺激实验 |
| 5.2.3 Zn~(2+)吸附实验 |
| 5.2.4 统计学分析方法 |
| 5.3 盐强化好氧颗粒污泥吸附重金属性能 |
| 5.4 盐刺激后好氧颗粒污泥的EPS分泌特征 |
| 5.5 好氧颗粒污泥中EPS官能团特征 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 好氧颗粒污泥耐受长期盐度胁迫性能及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 接种污泥与废水组分 |
| 6.2.2 反应器运行 |
| 6.2.3 菌群分析 |
| 6.3 盐度胁迫下COD去除效能 |
| 6.4 盐度肋迫下的生物活性 |
| 6.5 盐度胁迫下的污泥性能 |
| 6.5.1 沉降性 |
| 6.5.2 外观形貌 |
| 6.5.3 结构完整度 |
| 6.5.4 团聚性 |
| 6.6 盐度胁迫下的EPS |
| 6.7 盐度胁迫下的微生物群落演替 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 AD-3菌强化好氧颗粒污泥处理含盐有机废水 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 AD-3菌的培养 |
| 7.2.2 AD-3菌投加量优化 |
| 7.2.3 反应器运行 |
| 7.2.4 微生物菌群结构分析 |
| 7.2.5 功能基因分析 |
| 7.3 AD-3菌的生长特性与投加量的优化 |
| 7.4 好氧颗粒污泥降解萘效能 |
| 7.5 污泥性能 |
| 7.5.1 沉降性能 |
| 7.5.2 生物活性 |
| 7.5.3 结构完整度 |
| 7.5.4 污泥团聚性 |
| 7.6 EPS |
| 7.7 菌群结构变化 |
| 7.8 功能基因变化 |
| 7.9 本章小结 |
| 第8章 结论及展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文及申请专利情况 |
四、活性污泥吸附重金属的研究进展（论文参考文献）
- [1]铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究[D]. 陈应运. 北京化工大学, 2021
- [2]河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究[D]. 曹琛洁. 西安理工大学, 2021(01)
- [3]好氧颗粒污泥脱氮除重金属性能及机理研究[D]. 张斌超. 江西理工大学, 2021(01)
- [4]改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用[D]. 季晶. 兰州大学, 2021(09)
- [5]基于污泥调理强化脱水耦合热解技术制备碳基功能材料的研究[D]. 艾靖. 中国地质大学, 2021(02)
- [6]活性污泥快速吸附污染物的研究进展[J]. 刘玉,肖本益,田双超,唐心漪,刘凌啸,王莹,郑天龙. 工业水处理, 2020(12)
- [7]电镀废水中重金属对H/A/O-MBR污染去除效能影响及生物强化研究[D]. 王琼. 哈尔滨工业大学, 2020(02)
- [8]活性污泥吸附剂对Pb2+、Zn2+吸附特征的影响[A]. 吴蒙,王晓青,刘军晖,朱超. 2020中国环境科学学会科学技术年会论文集（第三卷）, 2020
- [9]生物炭对活性污泥性能及金属离子的吸附影响研究[D]. 刘学文. 浙江工业大学, 2020(02)
- [10]好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究[D]. 武骁. 华东理工大学, 2020(01)