一、脱氢酶活性检测技术在污水处理厂的应用研究（论文文献综述）
艾胜书[1]（2021）在《基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究》文中提出传统生物脱氮除磷工艺在完成脱氮除磷过程,多数是在两个或多个独立的反应装置中进行,或是在时间上造成交替好氧和缺氧环境的同一个反应装置中进行,工艺存在建设投资和运行费用较高,占地面积大等特点。而寒区城市污水处理往往还存在冬季低温运行不稳定、进水碳氮比低和耐冲击负荷能力差等问题。本文在总结污水生物脱氮除磷理论与技术研究和应用的基础上,从构建反应器内混合液循环流态强化活性污泥性能和提升物质传递利用效率的角度出发,研制了一种在同一空间内同时存在不同氧环境原位污染物同步去除的气升式微压双循环多生物相反应器（Airlift Micro-pressure Dual-circulation Bioreactor,AL-MPDR）。为了探明AL-MPDR的污水处理性能及污染物同步去除机理,为反应器的推广应用奠定理论与技术基础,本文开展了反应器流场特性研究和不同规模城市污水处理性能研究。首先,利用数值模拟和反应器实测手段研究了AL-MPDR的流场特性。研究表明:数值模拟的反应器液相循环流态随着曝气强度增大逐渐呈现中间流速低,四周流速高趋势,且在曝气量为0.6m3/h时,液相循环流态最稳定,中心区域流速最低,并以反应器主反应区几何中心呈均匀对称分布。通过流态清水验证试验进一步证明了反应器内能够形成循环流态,且循环时间随曝气强度增大而变小。而受反应器内液相流态的影响,反应器内不同区域标准氧总转移系数KLas差异也较大,在曝气量为0.6m3/h时,KLas变化差异最大,外围区域达到0.4529,中心区域只有0.1822,此时的液相流态最稳定。也正因为反应器内的特殊循环流态,致使反应器具有了以中心区域溶解氧值低、外围区域溶解氧值高的氧梯度分布规律,和中心区域高、外围区域低、反应器出口更低的污泥浓度分布规律的流场特性。在结合反应器流场特性研究的基础上,对反应器污染物同步去除性能及机理进行研究。研究表明:在曝气强度分别为0.104 L/（min·L）、0.156 L/（min·L）和0.208 L/（min·L）,水力停留时间（hydraulic retention time,HRT）分别为8h、10h、12h和14h的运行条件下,AL-MPDR均表现较强的碳氮磷同步去除效果,并以同步硝化反硝化的脱氮机制完成了氮的去除。反应器内的氧梯度环境是影响反应器内不同区域微生物群落存在差异性的主要因素,特殊的流场特征使反应器内同时富集了具有硝化功能的Haliangium和Nitrospira、反硝化功能的Acinetobacter和Zoogloea、以及反硝化除磷功能的Rhodoferax和Aeromonas等多种功能菌属完成污染物的同步去除,且系统具备完整的有机物、氮磷代谢途径。针对我国城市污水存在低温、低C/N的特征,结合AL-MPDR具有的流场特性及脱氮除磷机制,分别研究了低温和低C/N下的AL-MPDR污染物同步去除性能及机制。研究结果表明:针对我国北方城市污水四季温度变化大特点,采取常温低污泥浓度、低温高污泥浓度的运行模式。反应器稳定运行后出水COD、NH4+-N、TN和TP分别保持在40mg/L、5mg/L、15 mg/L和0.5 mg/L以下,仍保持较强的污染物同步去除性能。低温下反应器内TTC脱氢酶活性降低,胞外聚合物含量增加。但随着温度的降低和运行条件的改变,反应器内Bacteroidetes、Gemmatimonadetes、Nitrospirae和Firmicutes菌门相对丰度增大,一些耐冷、嗜冷菌属,如Flavobacterium、Zoogloea和Rhodobacter相对丰度也明显增大。此外,Haliangium、Nitrospira和Aeromonas等脱氮除磷功能菌群的相对丰度也略有增加。这些功能菌属在反应器内富集,形成优势菌群,保证了反应器低温运行效果。在进水C/N比为3.2～9.4之间运行条件下,反应器均保持较高的有机物、氮磷污染物同步去除能力。随着C/N比降低,反应器内活性污泥沉降性能并未受到显着影响,只是小粒径污泥占比越来越多,但反应器内同步硝化反硝化效果并未受缺氧微环境的影响,此时的平均SND率仍为88.67%。反应器内微生物群落丰度和多样性随C/N比降低均略有升高,Denitratisoma、Thauera和Aeromonas等特殊功能菌属在反应器内富集,并且相对丰度提高,使系统可能存在短程硝化反硝化、自养反硝化和反硝化除磷等生物脱氮除磷机制,进而大大降低了反应器生物系统对碳源的需求,确保了反应器在低C/N比下的运行效果。在实验室小试研究基础上,对AL-MPDR装置进行了为期368天的现场中试性能研究。结果表明:在进水水温为6.9～16℃,COD、NH4+-N、TN和TP分别为111.30～2040.00mg/L、5.33～15.15mg/L、14.31～40.97mg/L和1.89～13.12mg/L的水质、水温波动较大的情况下,中试运行出水各项指标均优于（GB18918-2002）一级A排放标准,表现出较高的污染物同步去除效果及较强的抗冲击负荷能力。中试的AL-MPDR装置内混合液流态更趋于稳定,反应器内微生物群落具有较高的丰度和多样性,且不同区域微生物群落差异性较大。相比传统生物脱氮除磷工艺,AL-MPDR具有相似的优势菌群结构,不同的是相对丰度占比较高的优势菌门数量更多。在中试装置内同样富集了具有脱氮和除磷功能菌属,如Thermomonas、Terrimonas、Dechloromonas、Thaurea和Dechloromonas等。
郭媛[2]（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》文中研究指明与活性污泥（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。
张雨[3]（2021）在《水温变化倒置AAO系统氮磷去除效果的生物学分析》文中研究表明我国河流湖泊众多,存在不同程度的水体富营养化问题,污水处理厂脱氮除磷功能发挥显得尤其重要,我国北方冬季温度较低,污水处理厂脱氮除磷功能容易受到影响。污水处理厂核心工艺多为活性污泥生物处理,但是冬季随着温度的降低导致微生物代谢水平低,进而导致污水处理厂水处理效率降低、出水氮磷浓度升高等问题,所以低温条件下如何选择合适的方法来提高微生物对氮磷的去除率,使得污水厂出水中氮磷及有机物稳定达标排放,已成为当前研究的一个热点问题。该论文采用倒置AAO（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工艺,探究了不同温度下的氮磷去除效率及污泥微生物多样性,优化了常、低温条件下培养微生物的工艺参数,筛选了潜在的脱氮除磷关键微生物种类。主要研究了常温和低温条件下微生物效能发挥的最适宜工艺参数（污泥龄、水力停留时间、溶解氧和回流比）,以及最适宜工艺参数运行时,常温和低温条件下活性污泥微生物对COD、NH3-N、TN和TP的去除效果;并对比分析了常温和低温条件下活性污泥的微生物活性、多样性以及微生物物种组成差异,筛出了耐低温的脱氮除磷优势菌种,以期对低温条件下生物脱氮除磷功能强化提供数据支持。主要结论如下:（1）通过单因素变量试验得出,常温条件下倒置AAO工艺中微生物效能发挥的最适宜工艺条件是SRT=15 d,HRT=10 h,DO=3～5 mg/L,回流比为200%,此时微生物活性最高,氮磷去除效果最适宜;低温条件下倒置AAO工艺中微生物效能发挥的最适宜工艺条件是SRT=15 d,HRT=12 h,DO=3～5 mg/L,回流比为200%,此时微生物活性最高,氮磷去除效果最适宜。以最适宜工艺参数运行时,常温条件下COD、NH3-N、TN、TP的平均出水浓度分别为35.3 mg/L、2.1 mg/L、4.8 mg/L、0.3 mg/L,平均去除率分别为93%、94.1%、89.3%、93.6%;低温条件下COD、NH3-N、TN、TP的平均出水浓度分别为50.6 mg/L、11.4 mg/L、15.8 mg/L、0.4 mg/L,平均去除率分别为89.9%、68.3%、64.9%、92.1%。所以对于冬季低温下倒置AAO工艺对氮磷去除效果的强化,应重点关注和去除NH3-N和TN有关的微生物。（2）采用TTC法测定微生物脱氢酶（DHA）活性,INT法测定微生物电子传递体系（ETS）活性。缺氧池、厌氧池、好氧池在低温条件下的TTC-DHA活性相较于常温条件下分别降低38.6μg/（mg?h）、31.8μg/（mg?h）和33.8μg/（mg?h）,INT-ETS活性分别降低22.2μg/（mg?h）、18.7μg/（mg?h）和30.1μg/（mg?h）。（3）通过16S-rDNA高通量测序方法,对常温和低温条件下三个反应池的六个样本进行了微生物活性特征及物种组成变化分析,Good’s coverage指数显示6个样本数据的可靠性均达标:在常温及低温条件下,缺氧池的物种多样性和丰富度最低;与常温条件相比,低温条件下三个反应池的物种的多样性和丰富度均大幅度降低,其中好氧池的微生物物种丰富度降幅最大。在常温和低温条件下三个反应池的微生物优势菌种数量和种类对比明显,低温条件下优势菌种数量少但是占比高,呈现单一化趋势;而单纯常、低温条件,特别是低温条件下三个反应池的微生物优势菌种数量和种类差别不明显。（4）通过对常、低温两系统的微生物群落组成分析,在门水平,常温条件下的丰富类群（平均相对丰度≥1%）有变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）和芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）,低温条件下的丰富类群只有变形菌门。在属水平,常温条件下优势菌种主要有丝硫细菌属（Thiothrix）、陶厄式菌属（Thauera）、脱氯单胞菌属（Dechloromonas）、固氮弧菌属（Azoarcus）、不动杆菌属（Acinetobacter）、氢噬胞菌属（Hydrogenophaga）、菌胶团（Zoogloea）;低温条件下耐低温优势菌主要有固氮弧菌属、陶厄式菌属和不动杆菌属。固氮弧菌属、陶厄式菌属分别被研究报道具有脱氮功能,不动杆菌属被报道具有除磷功能。将筛出的耐低温脱氮除磷优势菌后期加以分离、培养、应用,对解决冬季低温条件下脱氮除磷效果差、改善和预防水体富营养化等问题具有重要的科学和实践意义。
宗永臣[4]（2021）在《西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究》文中指出西藏城镇污水处理厂建设正处于快速发展时期,但现阶段污水处理厂运行状况并不能令人满意,其原因为高海拔、大温差、强紫外线（UV）等高原环境因素严重制约了污水处理效率。本研究以生活污水为处理对象,运用厌氧缺氧好氧工艺（A2/O）开展试验研究,分别对温度、溶解氧（DO）、水力停留时间（HRT）、UV照射时间等工况下的不同处理单元的运行特性开展研究,应用Illumina Mi Seq高通量测序技术分析活性污泥微生物群落结构、丰度和代谢功能,探讨了进水水质、工艺参数及工况因子与活性污泥中微生物群落结构、丰度的相关性,分析了污染物代谢转化过程中的主要功能蛋白、主要功能基因和酶的种类和丰度变化,从生物化学和分子水平探讨高原环境下污水脱氮除磷的微生物机理。首先,研究了水温、HRT、DO、UV等工况对实验室规模污水处理运行的影响规律,分析了不同工况下对厌氧池、缺氧池、好氧池等反应器中化学需氧量（COD）、总磷（TP）、总氮（TN）、氨氮（NH3-N）等水质指标的变化规律,解析了西藏高原环境下A2/O工艺的运行特性。结果表明:不同工况下污泥沉降比(SV30)和混合液悬浮固体（MLSS）浓度均较低,反映出高原环境因素下A2/O工艺系统的活性污泥浓度偏低。温度工况下,15℃时COD和TN去除效果最佳,20℃时TP和NH3-N去除效果最佳;DO工况下,2.0mg/L时TN和NH3-N去除效果最好,1.0 mg/L时COD和TP去除效果最好;HRT工况下,26.25h时TN和COD去除效果最好,17.50 h时NH3-N和TP去除效果最好;UV工况下,10min时TN和COD去除效果最好,30min时TP去除效果最好,0min时NH3-N去除效果最好。从系统出水水质来看,水温20℃、DO为2.0mg/L、HRT为17.50h、UV照射10min是A2/O工艺最优工况。然后,通过对A2/O工艺系统51组活性污泥样本进行高通量分析,发现微生物的OTU数以及门和属水平下的物种种类均较低。疣微菌门（Verrucomicrobia）属于高原特殊生境下的优势菌门,衣原体门（Chlamydiae）属于高原特殊生境下特有的微生物菌门。属水平的优势菌为鞘脂菌属（Novosphingobium）、腐螺旋菌属（norank＿f＿＿Saprospiraceae）、孤岛杆菌（Dokdonella）等。典型高原环境下,UV辐照对微生物群落结构影响最为显着,A2/O工艺系统活性污泥浓度低主要与其中厌氧绳菌纲（Anaerolineae）、微丝菌属（Candidatus＿Microthrix）等丝状菌占比不高有关。在此基础上进行活性污泥微生物优势种群与进水水质、工艺参数和工况因子之间的相关性分析。结果表明,进水水质中TP和COD浓度是影响微生物群落的重要因子;MLSS和SV30是影响微生物优势群落的重要工艺参数,反映出活性污泥生物量更容易受微生物群落结构和丰度的影响;UV照射时间是影响微生物群落最重要的环境因子。由于不同反应器中优势菌分布不同,导致其对工况因子的响应存在差异性。对优势菌之间的相关性分析结果表明,菌群之间存在氧气、能量、磷源等方面的共生和拮抗关系。最后对活性污泥中主要功能蛋白、功能基因及相关酶的丰度、代谢途径进行了分析。不同工况下A2/O系统中主要功能蛋白的组成和丰度具有一定程度的差异,功能蛋白丰度最优工况分别是DO为1.5mg/L、HRT为17.50h、温度为20℃、UV为0min;不同工况下主要代谢途径的种类完全一致,其中细菌双组分调节系统对环境变化具有较强的适应能力;核糖核酸酶、RNA聚合酶、铁超氧化物歧化酶、碱性磷酸酶等适冷应酶丰度较高,反映了细菌群落对高原低温环境的适应性变化;微生物优势代谢途径中的嘌呤代谢、核糖体、氧化磷酸化、嘧啶代谢、精氨酸和脯氨酸代谢等与污水脱氮除磷密切相关;鉴定出不同工况下参与氮代谢的共有基因8种,参与磷代谢的共有基因6种,上述代谢功能基因是高原环境因素下的脱氮除磷优势基因,表明了高原地区污水处理系统微生物物种的适应性机制。
王琪[5]（2021）在《磁性气泡石生物膜系统处理生活污水中总氮的机理研究》文中指出城市生活污水治理是当今社会的热点问题,大量氮素超标的生活污水未经有效处理直接排入自然水系。因此,减少水体污染,提高废水中总氮的去除效率已成为全世界重要的研究方向。磁性一直是水处理技术的研究热点,它在增强微生物活性、提高污水处理效率方面起着重要的作用。本文通过磁性气泡石生物膜系统处理模拟生活污水实验,以废水中的总氮及生物膜样品为研究对象,采用了多种检测与表征胞外聚合物（EPS）的方法及高通量测序手段,探究磁性对生物膜组成成分、含量及细菌丰富度和多样性的影响,并深入探讨了磁性对反硝化电子传递链的加速机理,进而阐明磁性影响总氮去除效率的根本原因。为磁性应用污水治理的可行性和安全性提供理论依据,达到经济又高效地去除污染物的目的。研究结果表明,磁性气泡石的饱和磁感应强度为20 emu/g,将磁性气泡石和普通气泡石生物膜系统进行对比实验处理模拟生活污水,反应器连续运行110天,磁性气泡石生物膜系统中污染物的去除效率发生了显着的提升,磁性使COD、TN及NH4+-N的平均去除率分别提高了17.15%、16.10%和11.58%。高通量测序结果发现,相比普通气泡石,磁性气泡石生物膜中细菌种类由578种增加到699种,群落多样性的Shannon指数从5.97升高至6.49,变形菌门的相对丰度由37.91%升高至41.91%,成为主要优势菌种。拟杆菌门的相对丰度由20.28%下降到18.41%,与脱氮相关的厚壁菌门、放线菌门、硝化螺旋菌门的相对丰度分别从13.4%、11.76%、7.16%升高至15.47%、12.21%和7.55%。并且在磁性气泡石生物膜系统中新生成了芽孢杆菌。同时,实验对胞外聚合物中的蛋白质（PN）和多糖（PS）含量进行了测定,并对松散胞外聚合物（LB-EPS）和紧密胞外聚合物（TB-EPS）进行了FT-IR、EEM及XPS表征。结果表明磁性抑制了蛋白质和多糖的生成,改变了EPS的组分结构并引起了官能团含量的变化。而后对脱氢酶活性进行了测定,得到磁性气泡石生物膜系统中脱氢酶活性平均为34.42 mg·（g·h）-1,普通气泡石生物膜系统仅有31.82 mg·（g·h）-1,说明磁性能增强脱氢酶活性。最后通过分别加入鱼藤酮、米帕林二盐酸盐（QDH）和叠氮化钠这三种呼吸抑制剂研究了磁性对反硝化电子传递链的加速机理。结果表明磁性是通过加速硝酸盐还原酶的活性进而提高了硝酸盐的转化率,确定了此实验磁性对反硝化电子传递链的加速位点在NO3-到NO2-转化过程。研究结果对拓宽磁性在生物法处理污水研究领域有着重要意义,尤其是补充了磁性对生物膜法脱氮机理方面研究的不足,为后续研究磁性对微生物的影响奠定了基础,同时也为评价磁性对污水治理的影响提供重要依据。
孙煜姣[6]（2021）在《间歇曝气工艺中布洛芬降解及脱氮的同步强化研究》文中研究指明城市污水处理厂常规生物处理工艺往往只针对化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD）、氨氮、硝态氮等常规指标的去除,往往忽视对混杂成分复杂、难降解的有机微量污染物（Organic micro-pollutants,OMPs）的处理,导致水环境中OMPs频繁检出,出水氨氮也时常难以达标排放。这些物质一旦排放进入水体,将会间接或直接的影响和危害环境生态系统,最终通过生态循环危害人体健康。常规污水生物处理技术对OMPs降解效率低,物化深度处理技术能耗高、易产生二次污染,因此,探寻经济、高效的生物处理措施以强化城市污水中OMPs降解及同步脱氮成为亟待解决的问题。基于此,本研究以布洛芬（Ibuprofen,IBP）为典型OMPs的代表,通过投加绿色合成铁氧化物来强化间歇曝气工艺对IBP的降解及同步脱氮性能,并探究相关作用机理。主要的研究内容和结论如下:首先,进行不同铁氧化物强化布洛芬降解及脱氮的条件优化。结果表明,绿色合成铁氧化物（Green synthetic iron oxide,gFeOx）与活性污泥（Activated sludge,AS）在以质量投加比为0.3、粒径为0.05-0.15 mm投加到间歇曝气体系中对COD、IBP和TN去除效果最佳,分别为90%、57%和85%,比空白对照组分别提高了22%、73%和47%,gFeOx的投加体现了显着的强化性能。其次,展开gFeOx强化布洛芬降解及脱氮的性能研究。结果表明,运行稳定阶段,活性污泥体系中投加gFeOx的R2体系显着增强了COD、IBP和NH4+-N的去除效果,去除率分别比空白组R1分别提高了14%、95%和40%。水力停留时间由12 h缩短至8 h,R2体系具有更强的耐冲击负荷能力。在连续流间歇曝气工艺反应器90 d运行过程中,R2反应器Fe2+出水浓度始终维持0.5 mg/L以下,gFeOx并未呈现大量溶出现象。该结果表明gFeOx在强化IBP降解及脱氮性能上具有显着优势,并且具有持续稳定强化效果。为探究稳定期污染物出水稳定性,监测8 h曝气周期内COD、IBP和NH4+-N的出水浓度,结果表明R2体系具有稳定的强化去除效果,可以实现出水的稳定达标排放。最后,开展了gFeOx强化布洛芬降解及脱氮的机理研究。根据扫描电镜结果可知,gFeOx的投加缩短了活性污泥微生物间的距离,为不同菌种潜在的电子传递创造有力的空间条件。测定两反应器中活性污泥相关酶活性分析发现,R2反应器污泥中总的脱氢酶、Heme c、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶活性分别是R1的1.6、2、2.5和4.2倍;污泥EPS中总的Heme c,NR和NIR活性分别是R1的1.1、3.5和5.3倍。在曝气条件下,gFeOx的投加通过增强体系中胞内和胞外酶如脱氢酶活性进而增强IBP降解及同步脱氮性能;停曝条件下,gFeOx可作为导体直接参与种间电子传递过程,同时还可以提高氧化还原蛋白（如Heme c）等电子穿梭体浓度进而实现强化脱氮除碳效应。gFeOx的投加显着增强了活性污泥体系的群落多样性和丰富度,使得体系中Sphaerotilus和Nitrospirae等更多与脱氮、芳香族有机物降解及种间电子传递相关的优势菌属富集;XRD谱图结果表明,在间歇曝气条件下连续运行90 d后,R2污泥中部分gFeOx转变成针铁矿,与磁铁矿一起作为电子传递的载体,促进体系中微生物对有机物的去除以及脱氮性能。综上,本课题通过研究gFeOx强化间歇曝气工艺中IBP降解及同步脱氮的性能,揭示了其内在机理,验证了gFeOx稳定、高效强化降解污染物效应,为gFeOx强化间歇曝气工艺中OMPs降解及同步脱氮的研究提供了新思路。
李惠茹[7]（2020）在《高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究》文中研究表明随着可持续发展理念的不断深化落实,污水处理和资源回收利用引起了人们广泛的关注。近年来,随着经济高速发展和人口急剧增长,工业废水和生活污水的排放量显着增长。为缓解淡水压力进行海水直接利用节约淡水资源的同时也产生了大量的高盐废水,资源化利用理念的深入在减少碳含量的排放的同时也使得低碳源废水的排放越来越广泛。因此,高盐废水和低碳源废水已经发展为污水处理过程中两个不可忽视的难题。表面活性剂素有“工业味精”之称,遍布于各行各业,广泛应用于人们的生产生活,因此待处理的污水中或多或少都含有一定量的表面活性剂,现如今,表面活性剂污染也已经成为一个不可忽视的水污染问题。近年来,由于可持续发展战略和资源化利用理念的的深入人心,环境友好和经济效应已成为时代的主题,生物法处理污水越来越受到人们的青睐,其中,序批式活性污泥法（sequencing batch reactor,SBR）处理废水受到了越来越多的关注。SBR法作为生物法处理废水的主要方法之一,具有占地面积小、操作灵活简单和耐受性强等优点,已被广泛应用于处理各种水体。然而,实际应用中,水体成分复杂,容易对SBR体系产生不利影响,并且微生物的响应机制依旧不明确。针对上述问题,本研究以SBR体系为研究对象,系统探究了不同因素（低营养、高盐和表面活性剂）在极限情况下单因素及二元复配因素条件下,对SBR体系脱氮除磷的性能的影响,并深入阐明了微生物的响应机制。主要内容和结果如下:第1部分,选用葡萄糖作为单一碳源,考察不同梯度进水碳浓度对SBR系统脱氮除磷性能的影响,同时研究了活性污泥酶活性、蛋白质、多糖以及核酸等分子水平的影响。结果表明,在SBR系统中,进水碳源浓度降低会抑制SBR系统中活性污泥的脱氮除磷性能。有氧阶段有利于提高脱氢酶活性,但碳浓度的降低会抑制脱氢酶活性;以控制体系的初始进水碳浓度为1,当进水碳浓度为初始进水浓度的40%（COD=153.24 mg/L,氮源=20 mg/L）,即相对碳浓度为40%时,SBR系统仍能稳定运行并保持良好的脱氮除磷性能。然而,当相对碳源浓度低于40%时,其脱氮除磷性能明显受到抑制,固体悬浮物含量增加。从胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）的含量进行分析,随着碳浓度的降低,SBR系统周期运行过程中多糖的含量呈现先降低后升高的状态。整体来看,EPS中多糖的占比较蛋白质大得多,因此EPS随碳浓度的变化也呈现先降低后升高的状态。当进水相对碳浓度为60%时,胞外聚合物中多糖含量最低,蛋白质含量最高。该碳浓度下,SBR体系对污染物的去除仍保持较好性能。当进水相对碳浓度降到40%时,部分细胞处于饥饿状态,释放出更多的多糖来维持微生物的代谢生长,这就使得EPS中多糖呈现增加的趋势。因此,虽然EPS的含量明显提高,但是微生物自身的稳定性是受到威胁的,并且体系中的微生物菌群受到冲击。对于整个体系来说,高盐对细胞胁迫使细胞膜上的功能蛋白增加,细胞中糖原及核酸等有机物质的分泌减少。糖原有助于生物细胞中氮的存储,糖原的减少会使体系中活性污泥的硝化反硝化作用受到抑制,从而导致脱氮效率降低。同理,体系中核酸含量的减少会使体系中磷的去除率受到抑制。因此,当进水相对碳浓度低于40%时,SBR系统的脱氮除磷性能受到严重的抑制作用。（对应文中第2章）在第1部分的研究基础上,优化出SBR体系能保持生物活性的极限进水碳浓度（40%）。第2部分,深入考察低碳源条件下,盐浓度对SBR系统中脱氮除磷性能、酶活性和EPS的影响。研究结果表明:在低碳源条件下,当盐度低于10 g/L时,SBR系统中脱氮除磷的效率随着盐浓度的提高而增加,且盐浓度对脱氮的影响更显着。当盐浓度超过20 g/L时,盐度超出其承受能力,氨氮和总磷的去除显着减少。在低碳源条件下,当盐度从空白增加到5 g/L时,体系中整体酶活性受到抑制,而当盐浓度进一步提高到10 g/L时,酶活性略有提高。此外,随着盐浓度的增加,多糖含量增加,并且EPS中有一部分蛋白质转化为碳源和能量,从而参与微生物细胞的生长和代谢。而且,随着盐浓度的增加,活性污泥的絮凝和沉降性减弱。这可能是由于细胞表面的渗透压增大,部分微生物的活性受到抑制。反硝化作用不能够完全进行,体系内形成短期硝化反硝化反应,节约下来的碳源提高了体系内的酶活性,减弱了低碳源条件对SBR体系内硝化反硝化的抑制作用,从而使总氮的含量随着盐度的升高而降低。由于反硝化菌与聚磷菌在碳源上存在竞争关系,反硝化作用受到抑制,节约下来的碳源能够减轻低碳源条件对SBR体系的聚磷菌的抑制作用。从而导致低碳源条件下SBR体系中脱氮除磷性能随着盐度的提高而增加。并且,由于碳源浓度很低,体系中细胞处于饥饿状态,细胞会分泌初更多的多糖以弥补微生物细胞呼吸作用的消耗,适量盐的存在加速了电子转移,促进了这一过程。同理,低碳源条件下,盐度较低时,对蛋白质的分泌具有促进作用,当盐度较高时,部分蛋白质作为碳源和能量,蛋白质含量降低,这虽然维持了微生物的生长和代谢,但由于蛋白质比重的减少,SBR系统中活性污泥的絮凝性和沉降性减弱。（对应文中第3章）上述1、2部分已经考察过碳浓度对SBR系统的影响以及高盐低碳源条件对SBR体系脱氮除磷性能的影响,鉴于城市污水和一些工业废水不仅限于高盐和低碳源两种情况,表面活性剂的广泛应用也使其普遍存在于待处理污水中,因此通常污水组分都比较复杂。其中阴离子表面活性剂,作为一类常用的工业和生活洗涤用品,在各种水体中存在都比较广泛,因而可能对SBR运行体系造成不利影响。基于这种情况,第3部分选定了两种污水处理中比较常见的阴离子面活性剂（SDS和SDBS）进行实验研究,考察了在高盐条件下,两种不同结构阴离子表面活性剂SDS和SDBS对SBR系统脱氮除磷性能的影响,进一步探究其对体系中各项指标的影响。研究表明:高盐条件下,在SBR系统中添加表面活性剂SDS和SDBS可以抑制氮和磷的去除,且SDS的抑制作用更为显着。在含SDBS的系统中污泥活性几乎不受到影响,而在含SDS的系统中污泥活性增加。周期运行过程中,表面活性剂加入后硝酸盐氮含量的增加,也表明表面活性剂可以与盐相互作用,减弱盐对污泥活性的抑制作用。此外,从EPS的角度讲,SDS和SDBS的加入减少了体系中EPS的含量,并且各层次间的蛋白质的含量明显高于多糖的含量,EPS中蛋白质的主要作用在于生化反应运行过程中的酶催化和生物降解,蛋白质含量高有利于体系中污染物的去除,表面活性剂SDS和SDBS加入后,蛋白质含量减少也是体系中脱氮除磷性能下降额原因之一。含有SDBS的系统中TB-EPS的含量几乎没有变化,而含有SDS的系统中TB-EPS的含量则明显降低。并且含有SDS的系统中LB-EPS在EPS中的比例增大,不利于污泥沉降。EPS中的多糖具有保护细胞的作用,有利于增强活性污泥的沉降性。SDS和盐之间的相互作用能够降低盐对SBR系统的压力,增强活性污泥的沉降性。而SDBS不能减轻盐对系统的压力,使系统中酶活性受到抑制。（对应文中第4章）为了深入了解SBR系统运行过程中各项指标的变化于活性污泥中微生物响应机制之间的关系,第4部分采用16S r RNA测序方法深入探究了高盐和表面活性剂同时胁迫下微生物群落结构和组分响应变化。结果表明,表面活性剂SDS和SDBS的添加会微生物群落的物种数降低,其中,SDS的筛选性强于SDBS;然而,SDBS在增加物种多样性,抑制原生优势微生物方面的影响较为明显。在门水平上,在高盐和表面活性剂存在下,变形杆菌Proteobacteria是优势种群。在属水平上,高盐条件下,优势菌属为Kluyvera,添加表面活性剂后,Kluyvera的比重略有降低,Candidatus Riegena上升为除Kluyvera之外的又一优势菌属,此外,SBR系统的去除性能不仅受优势种群的影响,还受到微生物群落丰富度和群落多样性的影响。因此,活性污泥脱氮除磷性能的降低是多种因素共同作用的结果。（对应文中第5章）
刘晨昊[8]（2020）在《空气提推式多倍硝化液回流对系统脱氮及微生物活性的影响研究》文中认为目前城镇污水处理厂活性污泥法大多采用传统机械泵进行硝化液回流,常规硝化液回流比介于100～200%之间。随着岷江、沱江标准的发布,总氮的高排放标准给现有传统机械回流工艺带来新的挑战。强化脱氮效果通常需要提高混合液的回流比,而现有回流工艺加大回流比会增加运行能耗且不利于设备的维护和管理,难以实现多倍精准回流,脱氮效率也难以提升。基于笔者所在课题组对空气提推技术进行了大量研究,发现利用空气提推装置能够实现多倍硝化液精准回流,且具有维修管理方便、运行可靠稳定、工程造价省等优势,因此本文提出将空气提推技术用于活性污泥生化池进行多倍硝化液回流来强化脱氮效果。本文通过设计搭建一套能够结合空气提推装置的生化反应器,对比研究在空气提推式回流（R=300～800%）和传统机械回流（R=50～200%）两种模式下对含氮污染物的去除效果,探究空气提推式回流对系统脱氮效果、缺氧区微生物活性的影响。主要研究内容包括:两种运行模式对污染物（TN、TP、NH4+-N、NO3--N、NO2--N）去除效果的研究;两种模式运行能耗的计算分析;空气提推式多倍回流对缺氧区溶解氧DO、脱氢酶及好氧区硝化细菌活性的影响。主要研究成果如下:（1）相较于传统机械方式回流,通过空气提推式回流适当加大硝化液回流比可以提高系统脱氮效率,且在回流比R=400%时系统脱氮效率最高,较传统机械回流方式R=200%时总氮去除率提高了7%左右。若继续提高回流比,缺氧区内NO3--N开始积累,系统脱氮效率开始下降。（2）利用空气提推装置提升好氧区液面,使其液面高于缺氧区能实现多倍硝化液回流,同时可以对好氧区DO进行补充,从而减少好氧区曝气能耗,在回流比R=400%时DO回收率为29.52%。DO回收和高污泥浓度在回流比小于400%时能有效控制回流硝化液中溶解氧浓度,使缺氧区处于正常溶解氧水平,提高反硝化效率。（3）通过对比计算两种模式单日运行能耗,发现两种运行模式运行能耗相近,空气提推式回流能耗（0.905 kgce）略高于传统机械回流（0.892 kgce）。但是空气提推式回流30%左右的DO回收率若用于更大规模的生化池硝化液回流在运行管理和能耗上可能更具优势。（4）空气提推式回流适当提高硝化液回流比能提高TTC-DHA脱氢酶活性。当回流比R=400%、缺氧区DO浓度为0.5 mg/L左右时,脱氢酶活性最高。研究脱氢酶与溶解氧间关系得出脱氢酶活性在DO浓度介于0.4～0.6 mg/L时最高,介于0.6～1.2 mg/L时次之,介于0～0.4 mg/L时最低。（5）空气提推式回流下硝化细菌数量及活性较传统机械方式均有明显提升。硝化液回流比R=300～600%时好氧区内硝化细菌平均OUR强度在0.7 mg O2/g MLSSmin附近,且好氧区PH值在7.5～8.5范围内,有利于硝化细菌维持高活性,加快硝化反应进程。（6）通过在硝化液回流比R=400%时两种运行模式下进行好氧区硝化细菌菌落研究,发现空气提推式回流R=400%时硝化细菌菌体数量明显多于传统机械回流时的数量,空气提推式多倍硝化液回流有利于硝化细菌的生长繁殖。
朱昊[9]（2020）在《催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究》文中指出“富煤、缺油、少气”的能源赋存特征,决定了我国以煤炭作为主要的消费资源,煤化工产业在国家能源转型过程将扮演越来越重要的角色。但是煤化工废水水量大且污染物浓度高,常规生物处理工艺对污染物的去除能力有限,导致二级出水仍含有许多有毒难降解污染物。针对水环境日益恶化和水资源严重匮乏的现状,国家对新建煤化工企业提出了更为严格的废水排放标准,寻求性能高效和运行稳定的深度处理工艺是实现煤化工废水安全排放的有效方式。本课题制备了纳米MgO催化剂并对其物理结构特征和表面化学性质进行了表征,考察了纳米MgO催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水效能,评估了缺氧/好氧-膜生物反应器（Anoxic/oxic-membrane bioreactor,A/O-MBR）处理该废水的可行性,并结合两种工艺特点,构建了催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺,考察其在小试规模和中试规模的废水处理效能。以氯化镁和氢氧化钠为原材料采用均匀沉淀法制备了纳米MgO臭氧催化剂,优化的制备参数为:陈化时间24 h、焙烧温度500℃、焙烧时间2 h。通过对纳米MgO的物理结构特征和表面化学性质进行表征可知,纳米MgO催化剂表面形貌不规则且含有大量细小仿球形颗粒,平均粒径约为17.1 nm,具有较高的比表面积。同时,纳米MgO表面羟基密度为4.82 mmol/g,表面零点电荷接近中性,主要活性组分以方镁石结晶MgO形式存在。考察了制备的纳米MgO催化剂催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水效能。研究结果表明,纳米MgO的加入能明显提升臭氧氧化对废水中污染物的去除效能,反应90 min后,纳米MgO催化臭氧氧化体系化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）的平均去除率比臭氧氧化体系提高了约22.3%。臭氧与典型含氮杂环有机物按反应速率常数从大到小排序为吲哚、喹啉和吡啶,催化臭氧氧化单元出水检测不到喹啉、吡啶和吲哚。在催化臭氧氧化处理废水过程中,纳米MgO能促进臭氧由气相到液相的转移,提高臭氧传质率,同臭氧氧化相比,催化臭氧氧化体系的臭氧利用率增加了31.8%。通过向催化臭氧氧化体系添加叔丁醇和磷酸盐,发现纳米MgO的表面羟基基团是其发挥催化作用的活性位点,并且在中性条件下催化剂的催化活性较高。构建了催化臭氧氧化与A/O-MBR的组合工艺并考察其处理煤化工废水二级出水效能。催化臭氧氧化过程可将难生物降解物质转化为易生物降解物质,改善废水可生化性并降低废水急性生物毒性,催化臭氧氧化出水满足废水的可生化性基准值。当催化臭氧氧化时间为30 min,A/O-MBR工艺的水力停留时间为12 h时,组合工艺对废水中污染物具有良好的去除效能,组合工艺出水COD、氨氮和总氮（Total nitrogen,TN）的平均浓度依次为40.2 mg/L、3.6 mg/L和14.5 mg/L,出水水质满足国家城镇污水处理厂污染物排放一级A标准。组合工艺具有较强的抗冲击能力,系统耐受酚类物质胁迫阈值为250 mg/L。同A/O-MBR工艺相比,组合工艺具有较高的污泥浓度和更低的跨膜压力。催化剂循环使用120次后,纳米MgO保持良好的催化活性,出水水质稳定。基于小试试验组合工艺对废水处理效能的评估,考察了催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺处理煤化工废水二级出水中试效能。研究发现,组合工艺能高效去除废水中的污染物,假单胞菌属和鞘脂菌属是其中的优势菌种,对废水中有机物的去除和氮素的削减具有重要作用。中试试验结果表明,组合工艺出水COD、氨氮和TN浓度分别低于50.0 mg/L、5.0 mg/L和15.0 mg/L。纳米MgO催化剂连续使用20 d后,废水COD平均去除率由35.2%减少为27.5%,且镁离子溶出浓度较低,催化剂性能稳定。催化臭氧氧化与A/O-MBR的组合工艺具有性能高效和运行稳定的技术优势,存在重要的工程应用价值。
李栋[10]（2020）在《电磁波加载内回流硝化液对A/A/O系统污泥减量与脱氮效果的影响研究》文中研究表明厌氧-缺氧-好氧（Anaerobic/anoxic/oxic,A/A/O）工艺因其可同步脱氮除磷,在生活污水处理中广泛运用。我国南方城镇生活污水存在C/N较低的特点,因此A/A/O工艺在运行时由于反硝化细菌需要的碳源不足而导致脱氮效果较低;同时,由于微生物的生长,活性污泥工艺运行时会产生大量剩余污泥,已成为污水处理过程中不可回避的生产难题,污泥减量势在必行。针对A/A/O工艺在处理低碳氮比生活污水时脱氮效率低、系统剩余污泥生成量大等问题,基于电磁波的溶出效应和生物效应,本文以A/A/O系统内回流硝化液为处理对象,进行电磁波加载A/A/O系统的内回流硝化液的试验研究。完成的主要内容如下:（1）在不同电磁波加载条件下,分析硝化液的物化性质变化、物质溶出状况,以及硝化液的生物活性和菌群结构的变化,研究电磁波加载对硝化液特性的影响:加载时间为75s时,当加载功率为100W时,硝化液温度未显着升高、污泥浓度无明显降低,硝化液的溶出效果不显着;通过镜检发现硝化液中活性动物数量减少、絮体骨架结构破坏而变得分散,混合液粒径减小,但生物活性得到增强。在加载功率增大到400W时,硝化液产生较强的溶出效果,硝化液的絮体结构破坏严重,同时有微生物细胞碎片产生,混合液粒径变大,活性动物被灭活,生物活性明显降低。高通量测序结果表明,电磁波加载降低了硝化液中微生物的均匀度,低功率时丰富度指数增大,高功率时丰富度指数减小。电磁波加载后,硝化液中Zoogloea、Dechloromonas和Ferruginibacter丰度升高,成为优势菌属。（2）在不同的电磁波加载工况下,对比A/A/O系统剩余污泥产量和出水指标的变化,考察电磁波加载内回流硝化液对A/A/O工艺运行效果的影响:电磁波加载A/A/O系统内回流硝化液,有助于系统污泥减量和脱氮效果的提升。在电磁波加载时间为75s、内回流硝化液加载百分比为10%时,当加载功率为100W时,系统污泥减量率为10.22%、实际TN（总氮,Total nitrogen）去除率提高了12.99%;当加载功率为400W时,系统污泥减量达到28.67%,实际TN去除率提高了13.05%。高通量测序结果表明,电磁波加载内回流硝化液后,A/A/O系统具有更高的微生物丰富度和多样性,且Proteobacteria菌门和Dechloromonas菌属在系统中大量富集。（3）通过分析电磁波加载前后A/A/O系统中有机负荷、污泥性质、代谢活性和功能菌群组成的变化,解析了电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统污泥减量及强化脱氮的影响机制:（1）电磁波加载内回流硝化液后,A/A/O系统中有机负荷升高,促进了隐性生长过程。在电磁波加载时间为75s、内回流硝化液加载百分比为10%时,当加载功率为100W和400W时,系统污泥表观产率分别减少15.68%和43.14%。污泥特性分析表明,系统中脱氢酶活性得到提升、活性污泥中胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）浓度减少,对系统污泥减量起到了促进作用。污泥减量相关功能菌属分析表明,当电磁波加载功率为100W（T=75s、L=10%）时,水解细菌（Arcobacter、Blastocatella、Flavobacterium等）和发酵细菌（Azospira、Clostridium sensu stricto 1、Haliangium和Tolumonas等）在系统污泥减量中占主导地位;当加载功率为400W（T=75s、L=10%）时,慢性生长细菌（Dechloromonas、Denitratisoma、Sulfuritalea和Thauera等）起主要作用。（2）当电磁波加载内回流硝化液时,其上清液COD（化学需氧量,Chemical oxygen demand）浓度升高,回流至缺氧池时补充了反硝化碳源,促进了系统的反硝化作用。污泥代谢活性分析表明,A/A/O系统中,好氧池混合液的比耗氧速率（Specific oxygen uptake rate,SOUR）和硝化活性、缺氧池混合液的反硝化活性都得到了提高,且在低功率时提高更明显。脱氮相关功能菌属分析表明,当电磁波加载功率为100W（T=75s、L=10%）时,系统中氨氧化细菌（Nitrosomonas）、亚硝酸盐氧化细菌（Nitrospira）和反硝化细菌（Azospira、Flavobacterium、Haliangium和Zoogloea等）得到富集,有助于系统脱氮性能的提升;当加载功率为400W（T=75s、L=10%）时,系统中反硝化除磷菌（Dechloromonas）得到富集,对系统脱氮性能的提升也有正面促进作用。
二、脱氢酶活性检测技术在污水处理厂的应用研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、脱氢酶活性检测技术在污水处理厂的应用研究（论文提纲范文）
（1）基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市污水处理技术现状 |
| 1.2.1 城市污水处理技术发展 |
| 1.2.2 常用城市污水生物处理工艺 |
| 1.2.3 城市污水处理工艺存在的问题 |
| 1.2.4 低温城市污水处理技术 |
| 1.2.5 低碳氮比城市污水处理技术 |
| 1.3 生物脱氮除磷技术研究 |
| 1.3.1 传统生物脱氮除磷理论 |
| 1.3.2 新型污水生物脱氮除磷技术 |
| 1.4 循环流生物反应器研究及应用 |
| 1.5 污水生物处理反应器流场CFD数值模拟研究 |
| 1.6 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第2章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 AL-MPDR实验室试验装置 |
| 2.1.2 AL-MPDR中试试验装置 |
| 2.2 试验设备与材料 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 常规分析项目 |
| 2.3.2 非常规分析项目 |
| 2.3.3 微生物群落高通量测序分析 |
| 2.3.4 相关参数计算方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 AL-MPDR流场特性研究方案 |
| 2.4.2 污染物同步去除性能及机理研究方案 |
| 2.4.3 低温试验研究方案 |
| 2.4.4 低C/N试验研究方案 |
| 2.4.5 中试性能研究方案 |
| 第3章 AL-MPDR流场特性及污染物同步去除机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AL-MPDR构建 |
| 3.3 反应器内流场特性研究 |
| 3.3.1 反应器内液相流态模拟 |
| 3.3.2 反应器内液相流态清水验证试验 |
| 3.3.3 反应器内气液传质特性 |
| 3.3.4 反应器内溶解氧分布规律 |
| 3.3.5 反应器内污泥浓度分布规律 |
| 3.4 反应器污染物同步去除性能及机制分析 |
| 3.4.1 不同曝气强度下污染物同步去除效果 |
| 3.4.2 不同HRT下污染物同步去除效果 |
| 3.4.3 反应器内OUR、TTC、EPS分布特征 |
| 3.4.4 反应器内有机物降解规律分析 |
| 3.4.5 反应器内氮的转化规律分析 |
| 3.5 反应器内微生物群落特征及代谢功能分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落差异性 |
| 3.5.3 微生物群落组成 |
| 3.5.4 微生物功能及代谢特性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 低温对AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器运行控制策略 |
| 4.3 污染物去除性能 |
| 4.3.1 有机物的去除 |
| 4.3.2 氮的去除及脱氮机制分析 |
| 4.3.3 磷的去除 |
| 4.4 反应器污泥生化性能及菌群特性分析 |
| 4.4.1 TTC脱氢酶活性变化 |
| 4.4.2 胞外聚合物特性变化 |
| 4.4.3 微生物群落与功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 低C/N对 AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同低C/N污染物去除性能 |
| 5.2.1 有机物的去除 |
| 5.2.2 氮的去除 |
| 5.2.3 磷的去除 |
| 5.3 不同低C/N反应器污泥性能及菌群特性分析 |
| 5.3.1 污泥沉降性能 |
| 5.3.2 污泥形态结构 |
| 5.3.3 污泥胞外聚合物 |
| 5.3.4 微生物菌群特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 AL-MPDR处理城市污水中试性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 污水处理效果 |
| 6.2.1 运行期间水温变化 |
| 6.2.2 SS的去除 |
| 6.2.3 COD的去除 |
| 6.2.4 NH_4~+-N、TN的去除 |
| 6.2.5 TP的去除 |
| 6.3 AL-MPDR内 MLSS和 DO的变化 |
| 6.3.1 MLSS变化 |
| 6.3.2 DO变化 |
| 6.4 AL-MPDR中试装置微生物群落分析 |
| 6.4.1 装置内微生物群落分布特征 |
| 6.4.2 温度对微生物群落分布特征影响 |
| 6.4.3 AL-MPDR功能菌群特征分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）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 |
（3）水温变化倒置AAO系统氮磷去除效果的生物学分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化成因 |
| 1.1.2 水体富营养化的危害 |
| 1.1.3 水体富营养化治理技术研究现状 |
| 1.2 生物脱氮除磷机理 |
| 1.2.1 生物脱氮机理 |
| 1.2.2 生物除磷机理 |
| 1.3 倒置AAO工艺 |
| 1.3.1 微生物脱氮除磷机理概述 |
| 1.3.2 微生物效能发挥的影响因素 |
| 1.4 生物强化技术 |
| 1.4.1 生物强化技术基本原理 |
| 1.4.2 生物强化技术在废水处理中的应用 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究目的 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线与试验装置 |
| 2.3.1 技术路线 |
| 2.3.2 试验装置 |
| 2.4 研究材料和方法 |
| 2.4.1 试验水质 |
| 2.4.2 污泥来源及微生物驯化 |
| 2.4.3 分析方法 |
| 第三章 微生物效能发挥的最适宜工艺参数优选研究 |
| 3.1 污泥龄对微生物去除氮磷及有机物的影响 |
| 3.2 水力停留时间对微生物去除氮磷及有机物的影响 |
| 3.3 溶解氧对微生物去除氮磷及有机物的影响 |
| 3.4 回流比对微生物去除氮磷及有机物的影响 |
| 3.5 本章小节 |
| 第四章 常温和低温条件下微生物对氮磷及有机物去除效果比对研究 |
| 4.1 微生物对COD去除效果比对研究 |
| 4.2 微生物对NH3-N的去除效果对比研究 |
| 4.3 微生物对TN的去除效果对比研究 |
| 4.4 微生物对TP的去除效果对比研究 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 微生物活性特征及物种组成变化分析 |
| 5.1 微生物代谢活性分析 |
| 5.1.1 脱氢酶活性分析 |
| 5.1.2 电子传递体系活性分析 |
| 5.2 微生物多样性分析 |
| 5.2.1 Alpha多样性指数分析 |
| 5.2.2 微生物群落稀疏性曲线 |
| 5.2.3 微生物群落丰度等级曲线 |
| 5.3 物种差异和标志物种分析 |
| 5.3.1 OUT韦恩图 |
| 5.3.2 距离矩阵与PCo A分析 |
| 5.3.3 层次聚类分析 |
| 5.3.4 物种组成热图 |
| 5.4 物种组成分析 |
| 5.4.1 分类单元数统计 |
| 5.4.2 各样本分类学组成分析 |
| 5.5 本章小节 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（4）西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 A~2O工艺概述3 |
| 1.3.2 A~2/O脱氮除磷原理 |
| 1.3.3 A~2/O处理效果的影响因素 |
| 1.3.4 A~2/O工艺的改进与优化 |
| 1.3.5 研究动态 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验工况设计 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设备 |
| 2.4 进水水质及污泥培养 |
| 2.4.1 进水水质 |
| 2.4.2 污泥培养 |
| 2.5 水质指标及检测方法 |
| 2.5.1 水质指标检测 |
| 2.5.2 污泥指标检测 |
| 2.6 微生物指标及检测方法 |
| 2.6.1 微生物指标检测 |
| 2.6.2 电镜扫描 |
| 2.7 统计与分析方法 |
| 第三章 高原环境因素作用下A~2/O工艺的运行特性研究 |
| 3.1 温度工况下的运行特性研究 |
| 3.1.1 TN去除率变化 |
| 3.1.2 COD去除率变化 |
| 3.1.3 TP去除率变化 |
| 3.1.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.2 DO工况下的运行特性研究 |
| 3.2.1 TN去除率变化 |
| 3.2.2 COD去除率变化 |
| 3.2.3 TP去除率变化 |
| 3.2.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.3 HRT工况下的运行特性研究 |
| 3.3.1 TN去除率变化 |
| 3.3.2 COD去除率变化 |
| 3.3.3 TP去除率变化 |
| 3.3.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.4 UV工况下的运行特性研究 |
| 3.4.1 TN去除率变化 |
| 3.4.2 COD去除率变化 |
| 3.4.3 TP去除率变化 |
| 3.4.4 NH_3-N去除率变化 |
| 3.5 本章小结 |
| 3.6 本章创新点 |
| 第四章 高原环境下活性污泥微生物特征分析 |
| 4.1 微生物物种注释与评估 |
| 4.1.1 操作分类单元(OTU)分析 |
| 4.1.2 Alpha多样性分析 |
| 4.2 Beta多样性分析 |
| 4.3 微生物群落结构的共现性 |
| 4.4 活性污泥微生物群落结构及丰度差异 |
| 4.4.1 活性污泥微生物群落结构及丰度工况间差异 |
| 4.4.2 活性污泥微生物群落结构及丰度工况内差异 |
| 4.4.3 活性污泥微生物群落结构及丰度反应器间差异 |
| 4.4.4 活性污泥微生物结构及丰度差异分析 |
| 4.5 活性污泥性能分析 |
| 4.5.1 活性污泥微生物特性分析 |
| 4.5.2 基于扫描电镜的活性污泥性状分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 4.7 本章创新点 |
| 第五章 活性污泥微生物优势种群的影响因素分析 |
| 5.1 微生物优势群落与进水水质的关系 |
| 5.2 微生物优势群落与工艺参数的关系 |
| 5.2.1 微生物优势群落与工艺参数的趋势对应分析 |
| 5.2.2 微生物结构与p H、污泥浓度的相关性 |
| 5.3 微生物优势群落与工况因子的关系 |
| 5.3.1 工况因子与微生物群落结构的关系 |
| 5.3.2 工况因子对反应器内微生物群落结构的影响 |
| 5.3.3 工况因子与微生物群落物种的相关性 |
| 5.4 微生物优势群落之间的相关性 |
| 5.4.1 门水平下的微生物优势群落之间的关系 |
| 5.4.2 属水平下的微生物优势群落之间的相关性 |
| 5.5 本章小结 |
| 5.6 本章创新点 |
| 第六章 高原环境因素下A~2/O系统脱氮除磷机理研究 |
| 6.1 微生物群落功能蛋白及其变化 |
| 6.2 活性污泥微生物群落代谢途径 |
| 6.3 活性污泥微生物群落中的酶系及丰度 |
| 6.4 微生物功能基因丰度 |
| 6.5 高原环境因素下A~2/O工艺物质代谢途径研究 |
| 6.5.1 碳代谢分析 |
| 6.5.2 氮代谢分析 |
| 6.5.3 磷代谢分析 |
| 6.6 高原环境因素下的脱氮除磷机理解析 |
| 6.7 本章小结 |
| 6.8 本章创新点 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
（5）磁性气泡石生物膜系统处理生活污水中总氮的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 生活污水中氮的来源与危害 |
| 1.1.1 水体中氮的主要来源 |
| 1.1.2 水体中氮的危害 |
| 1.2 水中氮污染的处理技术 |
| 1.2.1 化学脱氮 |
| 1.2.2 物理脱氮 |
| 1.2.3 生物脱氮 |
| 1.3 磁技术在水处理中的应用 |
| 1.3.1 磁技术在去除重金属过程中的应用 |
| 1.3.2 磁技术在去除有机污染物过程中的应用 |
| 1.3.3 磁技术在去除氮磷化合物过程中的应用 |
| 1.3.4 磁技术的在水处理中的应用前景 |
| 1.3.5 磁性生物膜脱氮的研究现状及存在的问题 |
| 1.4 问题的提出 |
| 1.5 研究内容、研究方法、创新点 |
| 1.5.1 研究内容和方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 磁性气泡石制备及处理生活污水中总氮的实验研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 磁性气泡石的制备 |
| 2.1.2 实验污水来源及水质 |
| 2.1.3 实验分析项目与方法 |
| 2.1.4 实验仪器和药品 |
| 2.2 实验装置与操作过程 |
| 2.2.1 启动挂膜期 |
| 2.2.2 稳定运行期 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 磁性气泡石的性质分析 |
| 2.3.2 COD去除效率的结果分析 |
| 2.3.3 总氮去除效率的结果分析 |
| 2.3.4 氨氮去除效率的结果分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 磁性对生物膜微生物群落结构的影响 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 测定方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 OTU聚类分析 |
| 3.2.2 Alpha多样性分析 |
| 3.2.3 Beta多样性分析 |
| 3.2.4 物种群落结构分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 磁性对生物膜EPS化学组成及脱氢酶活性的影响 |
| 4.1 实验仪器与方法 |
| 4.1.1 实验仪器设备 |
| 4.1.2 EPS提取方法 |
| 4.1.3 EPS中 PN和 PS的测定 |
| 4.1.4 LB-EPS和 TB-EPS的光谱分析 |
| 4.1.5 生物膜脱氢酶活性的测定 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 EPS中 PN和 PS含量测定结果及分析 |
| 4.2.2 3D-EEM光谱分析 |
| 4.2.3 FT-IR光谱分析 |
| 4.2.4 XPS光谱分析 |
| 4.2.5 脱氢酶活性的结果与分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 磁性对反硝化过程中电子传递影响的探究 |
| 5.1 实验仪器与方法 |
| 5.1.1 实验仪器设备 |
| 5.1.2 实验材料与方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 电子受体对反硝化性能的影响 |
| 5.2.2 磁性和鱼藤酮对反硝化过程的影响 |
| 5.2.3 磁性和米帕林二盐酸盐(QDH)对反硝化过程的影响 |
| 5.2.4 磁性和叠氮化钠对反硝化过程的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（6）间歇曝气工艺中布洛芬降解及脱氮的同步强化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1.1 城市污水常见生物脱氮工艺研究现状 |
| 1.1.1 污水生物脱氮基本原理 |
| 1.1.2 城市污水脱氮常见工艺 |
| 1.2 OMPs去除工艺的研究进展 |
| 1.2.1 城市污水中OMPs简介 |
| 1.2.2 OMPs处理工艺的研究进展 |
| 1.3 铁氧化物在污水生物处理中的应用 |
| 1.3.1 常规合成铁氧化物 |
| 1.3.2 绿色合成铁氧化物 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 初试污泥 |
| 2.1.2 模拟废水的制备 |
| 2.1.3 绿色合成体氧化物制备 |
| 2.1.4 研究对象的选取 |
| 2.1.5 实验试剂 |
| 2.1.6 实验仪器设备 |
| 2.2 实验分析方法 |
| 2.2.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.2.2 布洛芬及其中间降解产物的高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 2.2.3 污泥中细胞粗酶提取物制备 |
| 2.2.4 胞外聚合物(EPS)的提取与测定 |
| 2.2.5 脱氢酶(DHA)活性的测定 |
| 2.2.6 污泥Heme c浓度的测定 |
| 2.2.7 扫描电镜(SEM) |
| 2.2.8 X射线衍射(XRD) |
| 2.3 反应器及其运行 |
| 2.3.1 反应器装置 |
| 2.3.2 gFeOx/AS复合体系的构建 |
| 2.3.3 反应器实验设计 |
| 3 gFeOx强化布洛芬降解及脱氮条件优化 |
| 3.1 不同铁氧化物对间歇曝气工艺布洛芬降解及脱氮的影响 |
| 3.1.1 不同铁氧化物对体系有机物去除及脱氮的影响 |
| 3.1.2 体系中Fe~(2+)的溶出情况 |
| 3.2 gFeOx投加量对间歇曝气工艺布洛芬降解及脱氮的影响 |
| 3.2.1 不同gFeOx投加量对体系有机物去除及脱氮的影响 |
| 3.2.2 体系中Fe~(2+)的溶出情况 |
| 3.3 gFeOx粒径对间歇曝气工艺布洛芬降解及脱氮的影响 |
| 3.3.1 不同粒径gFeOx对体系有机物去除及脱氮的影响 |
| 3.3.2 体系中Fe~(2+)的溶出情况 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 绿色合成铁氧化物强化布洛芬降解及脱氮的性能研究 |
| 4.1 gFeOx强化间歇曝气工艺COD、布洛芬的去除效果 |
| 4.2 gFeOx强化间歇曝气工艺脱氮效果研究 |
| 4.3 gFeOx强化间歇曝气工艺中Fe~(2+)的溶出情况 |
| 4.4 gFeOx投加对反应器出水稳定性的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 绿色合成铁氧化物强化布洛芬降解及脱氮的机理探究 |
| 5.1 gFeOx投加对污泥性质的影响 |
| 5.2 gFeOx投加对污泥酶活性的影响 |
| 5.3 gFeOx投加对污泥群落的影响 |
| 5.4 gFeOx/AS复合体系中gFeOx的矿相分析 |
| 5.5 gFeOx/AS复合体系强化IBP降解及脱氮的机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 高盐低营养废水的现状 |
| 1.1.1 高盐废水的处理现状 |
| 1.1.2 低碳源废水的处理现状 |
| 1.1.3 表面活性剂对水处理的影响现状 |
| 1.2 高盐低营养废水处理方法 |
| 1.2.1 物理化学技术 |
| 1.2.2 生物技术 |
| 1.3 SBR活性污泥法的简述 |
| 1.3.1 SBR活性污泥法的简介 |
| 1.3.2 SBR法的发展史 |
| 1.3.3 SBR法处理高盐及低碳源废水的研究进展 |
| 1.3.4 SBR工艺中活性污泥的性质分析 |
| 1.4 SBR活性污泥法处理废水的影响因素 |
| 1.4.1 盐度对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.2 碳源对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.3 表面活性剂对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.4 溶解氧对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.5 反应过程中硝态氮对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.6 温度对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.7 pH值对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.4.8 污泥龄对SBR活性污泥法处理废水的影响 |
| 1.5 SBR工艺针对高盐低营养废水的应用前景和存在的问题 |
| 1.5.1 应用前景 |
| 1.5.2 存在的问题 |
| 1.6 课题研究目的、意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 论文框架设计 |
| 第2章 低营养条件下SBR系统中污染物去除的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.0 实验仪器和试剂 |
| 2.2.1 水样配置 |
| 2.2.2 SBR系统的运行 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 碳浓度对SBR系统去除性能的影响 |
| 2.3.2 碳浓度对SBR系统中酶活性的影响 |
| 2.3.3 碳浓度对SBR系统中EPS的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 高盐低营养条件下SBR系统中去除性能的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水样的配置 |
| 3.2.2 SBR系统的运行 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 盐浓度对低碳源条件下氮磷去除效率的影响 |
| 3.3.2 盐浓度对低碳源条件下酶活性的影响 |
| 3.3.3 盐浓度对低碳源条件下EPS的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 表面活性剂存在下序批式反应器处理高盐度废水的性能及生物量特性 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 水样配置 |
| 4.2.2 SBR系统的运行 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 SDS和 SDBS对氮磷去除性能的影响 |
| 4.3.2 SDS和 SDBS对活性污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 高盐表面活性剂影响下SBR系统中微生物群落结构分析 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 SDBS与 SDS影响下的Alpha多样性 |
| 5.3.2 SDBS与 SDS影响下的微生物群落组成 |
| 5.3.3 SDBS与 SDS影响下的微生物群落结构 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表论文情况 |
| 附录 B 攻读学位期间所获奖励及专利情况 |
| 附录 C 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
| 致谢 |
（8）空气提推式多倍硝化液回流对系统脱氮及微生物活性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 传统机械回流研究现状及局限性 |
| 1.2.1 传统机械回流研究现状 |
| 1.2.2 传统机械回流局限性 |
| 1.3 空气提推技术的理论及其研究发展 |
| 1.3.1 空气提推技术原理 |
| 1.3.2 空气提推技术的研究现状 |
| 1.3.3 空气提推装置影响参数分析 |
| 1.4 活性污泥微生物活性的研究现状 |
| 1.4.1 脱氢酶活性研究现状 |
| 1.4.2 硝化细菌活性研究现状 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 试验研究技术路线 |
| 2 总体研究方案 |
| 2.1 试验研究方法 |
| 2.2 试验装置的设计 |
| 2.2.1 试验装置设计思路 |
| 2.2.2 试验装置设计 |
| 2.3 检测指标及方法 |
| 2.3.1 检测指标 |
| 2.3.2 主要设备材料 |
| 2.3.3 微生物指标检测方法的试验原理及操作方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 3 空气提推式多倍硝化液回流脱氮效果试验分析 |
| 3.1 污染物检测结果分析 |
| 3.1.1 氨氮(NH_4~+-N)去除效果分析 |
| 3.1.2 总氮(TN)去除效果分析 |
| 3.1.4 总磷(TP)去除效果分析 |
| 3.1.5 溶解氧(DO)对缺氧区反硝化速率的影响 |
| 3.2 空气提推式多倍回流能耗分析 |
| 3.2.1 空气提推式多倍回流DO回收率计算 |
| 3.2.2 两种模式回流能耗分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 空气提推式多倍硝化液回流对微生物活性的影响分析 |
| 4.1 多倍硝化液回流对TTC-DHA脱氢酶活性影响分析 |
| 4.2 空气提推式多倍回流对硝化细菌活性的影响 |
| 4.2.1 好氧区硝化细菌数量和活性的变化 |
| 4.2.2 硝化细菌生物相分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及科研成果 |
| 致谢 |
（9）催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.1 煤化工产业的重要性和制约因素 |
| 1.1.2 煤化工废水的来源 |
| 1.1.3 煤化工废水的处理现状 |
| 1.1.4 煤化工废水二级出水处理存在的问题 |
| 1.2 催化臭氧氧化技术研究进展 |
| 1.2.1 臭氧氧化技术的特点及局限性 |
| 1.2.2 催化臭氧氧化技术的应用 |
| 1.2.3 MgO催化臭氧氧化的研究 |
| 1.3 A/O-MBR工艺研究进展 |
| 1.3.1 A/O-MBR工艺特点 |
| 1.3.2 A/O-MBR工艺研究现状 |
| 1.4 催化臭氧氧化与A/O-MBR工艺联用的可行性 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 催化剂的制备 |
| 2.2.2 组合工艺处理废水小试试验 |
| 2.2.3 组合工艺处理废水中试试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标测定 |
| 2.3.2 中间产物的测定 |
| 2.3.3 液相臭氧浓度的测定 |
| 2.3.4 臭氧转移率和臭氧利用率的测定 |
| 2.3.5 脱氢酶活性和废水急性生物毒性的测定 |
| 2.3.6 胞外聚合物和溶解性微生物产物的测定 |
| 2.3.7 催化剂的表征 |
| 2.3.8 中试微生物群落结构分析 |
| 第3章 纳米MgO催化臭氧氧化处理废水效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 纳米MgO的制备和表征 |
| 3.2.1 催化剂的选择 |
| 3.2.2 催化剂制备条件的优化 |
| 3.2.3 催化剂的表征 |
| 3.3 催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水的影响因素 |
| 3.3.1 进气臭氧浓度的影响 |
| 3.3.2 催化剂投量的影响 |
| 3.3.3 催化臭氧氧化处理废水效能 |
| 3.4 催化臭氧氧化去除废水中典型特征污染物效能 |
| 3.4.1 臭氧氧化对纯水中含氮杂环有机物的去除效能 |
| 3.4.2 臭氧与含氮杂环有机物反应速率常数的确定 |
| 3.4.3 催化臭氧氧化对废水中含氮杂环有机物的去除效能 |
| 3.4.4 催化臭氧氧化过程含氮杂环有机物的去除途径 |
| 3.5 催化臭氧氧化处理煤化工废水二级出水机理研究 |
| 3.5.1 催化臭氧氧化过程的臭氧传质 |
| 3.5.2 pH对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.3 叔丁醇对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.4 磷酸盐对催化臭氧氧化处理废水效能的影响 |
| 3.5.5 催化臭氧氧化机理 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理废水效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 A/O-MBR工艺处理煤化工废水二级出水效能研究 |
| 4.2.1 A/O-MBR工艺的启动 |
| 4.2.2 A/O-MBR工艺运行条件的优化 |
| 4.2.3 A/O-MBR工艺处理废水效能 |
| 4.3 催化臭氧氧化过程废水可生化性和急性生物毒性的变化 |
| 4.4 催化臭氧氧化与A/O-MBR组合工艺处理废水效能研究 |
| 4.4.1 催化臭氧氧化时间的优化 |
| 4.4.2 A/O-MBR工艺HRT的优化 |
| 4.4.3 组合工艺污染物去除研究 |
| 4.4.4 组合工艺耐酚能力研究 |
| 4.5 催化臭氧氧化对A/O-MBR的影响 |
| 4.5.1 催化臭氧氧化对A/O-MBR污泥性质的影响 |
| 4.5.2 催化臭氧氧化对A/O-MBR膜污染的减缓 |
| 4.6 组合工艺对废水有毒难降解污染物去除机理探讨 |
| 4.7 催化剂的稳定性 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理废水中试效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 催化臭氧氧化工艺的运行 |
| 5.2.1 催化臭氧氧化进气臭氧浓度的调控策略 |
| 5.2.2 催化臭氧氧化体系的臭氧传质 |
| 5.2.3 催化臭氧氧化对废水急性生物毒性和脱氢酶活性的改善 |
| 5.3 中试A/O-MBR工艺的启动 |
| 5.4 组合工艺废水处理效能分析 |
| 5.5 催化臭氧氧化在组合工艺中的作用评估 |
| 5.5.1 MLVSS和 SVI分析 |
| 5.5.2 混合液EPS和 SMP分析 |
| 5.5.3 膜组件TMP分析 |
| 5.5.4 中试微生物群落结构分析 |
| 5.6 中试催化剂稳定性 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）电磁波加载内回流硝化液对A/A/O系统污泥减量与脱氮效果的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 A/A/O工艺特点与研究现状 |
| 1.1.1 A/A/O工艺同步脱氮除磷的原理 |
| 1.1.2 内回流硝化液的功能与研究现状 |
| 1.1.3 A/A/O工艺强化生物脱氮技术研究现状 |
| 1.2 污泥减量化技术研究现状 |
| 1.2.1 基于代谢解偶联的污泥减量技术 |
| 1.2.2 基于生物捕食的污泥减量技术 |
| 1.2.3 基于溶胞-隐性生长的污泥减量技术 |
| 1.3 电磁波加载污泥技术 |
| 1.3.1 电磁波加载污泥的理论基础 |
| 1.3.2 电磁波加载污泥技术研究现状 |
| 1.4 课题来源、研究目的及内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 电磁波加载硝化液实验装置 |
| 2.2.2 电磁波加载内回流硝化液的A/A/O装置 |
| 2.3 试验过程 |
| 2.3.1 电磁波加载硝化液试验 |
| 2.3.2 电磁波加载A/A/O内回流硝化液试验 |
| 2.4 检测指标与分析方法 |
| 2.4.1 常规项目检测指标与分析方法 |
| 2.4.2 污泥性质检测指标与分析方法 |
| 2.4.3 微生物群落结构分析方法 |
| 第3章 电磁波加载硝化液试验研究 |
| 3.1 电磁波加载硝化液的溶出效应分析 |
| 3.1.1 电磁波加载对硝化液物化性质的影响 |
| 3.1.2 电磁波加载硝化液的溶出效应 |
| 3.2 电磁波加载硝化液的生物效应分析 |
| 3.2.1 电磁波加载对硝化液活性的影响 |
| 3.2.2 电磁波加载对硝化液微生物群落结构的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统运行效能研究 |
| 4.1 电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统运行参数确定 |
| 4.2 系统污泥减量与污水处理效果分析 |
| 4.2.1 污泥减量效果分析 |
| 4.2.2 COD去除效果分析 |
| 4.2.3 氨氮去除效果分析 |
| 4.2.4 总氮去除效果分析 |
| 4.2.5 总磷去除效果分析 |
| 4.3 系统微生物群落结构分析 |
| 4.3.1 微生物群落结构的Alpha多样性分析 |
| 4.3.2 微生物群落结构的Beta多样性分析 |
| 4.3.3 微生物群落结构的分类学组成分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统污泥减量与强化脱氮机制研究 |
| 5.1 电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统污泥减量机制 |
| 5.1.1 基于溶出效应的系统污泥减量机制研究 |
| 5.1.2 基于生物效应的系统污泥减量机制研究 |
| 5.2 电磁波加载A/A/O内回流硝化液的系统强化脱氮机制 |
| 5.2.1 基于溶出效应的系统强化脱氮机制研究 |
| 5.2.2 基于生物效应的系统强化脱氮机制研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
四、脱氢酶活性检测技术在污水处理厂的应用研究（论文参考文献）
- [1]基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究[D]. 艾胜书. 吉林大学, 2021(01)
- [2]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)
- [3]水温变化倒置AAO系统氮磷去除效果的生物学分析[D]. 张雨. 山东师范大学, 2021(12)
- [4]西藏高原环境下A2/O工艺微生物特征及脱氮除磷机理研究[D]. 宗永臣. 西藏大学, 2021
- [5]磁性气泡石生物膜系统处理生活污水中总氮的机理研究[D]. 王琪. 东北师范大学, 2021(12)
- [6]间歇曝气工艺中布洛芬降解及脱氮的同步强化研究[D]. 孙煜姣. 大连理工大学, 2021(01)
- [7]高盐低营养和表面活性剂胁迫下SBR脱氮除磷性能与微生物响应机制的研究[D]. 李惠茹. 湖南大学, 2020(02)
- [8]空气提推式多倍硝化液回流对系统脱氮及微生物活性的影响研究[D]. 刘晨昊. 西华大学, 2020(12)
- [9]催化臭氧氧化与A/O-MBR联用处理煤化工废水二级出水效能研究[D]. 朱昊. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [10]电磁波加载内回流硝化液对A/A/O系统污泥减量与脱氮效果的影响研究[D]. 李栋. 武汉理工大学, 2020
标签：微生物论文; 活性污泥论文; 城镇污水处理厂污染物排放标准论文; 反硝化论文; 污泥沉降比论文;