一、难降解有机废水回用中固定化技术研究（论文文献综述）
缪佳,毛妙杰,李菁,沈峥,张亚雷[1]（2022）在《微生物固定化技术在污水处理领域的研究进展》文中研究指明从微生物固定化技术的固定化方法、固定化载体、优势菌种及其在污水处理领域的应用等方面进行阐述.微生物固定化方法主要分为吸附法、包埋法、交联法以及复合固定法等4种.微生物固定化载体为微生物提供了生长环境和所需的生态位,提高了微生物浓度和污染物去除效果.不同的优势菌种也直接影响着污染物的处理效能.微生物固定化技术广泛应用于氮磷废水、重金属废水、有机废水和印染废水等废水的处理.今后的研究热点也将主要集中于微生物固定化方法的改进、优势菌种的高效筛选富集以及载体-微生物的结合效率等方面.
郭旗扬[2]（2021）在《凹凸棒石基非均相催化剂的结构调控以及对难降解有机废水的处理》文中研究表明工业化的快速发展给我们的生活带来便利的同时,工业废水中也出现越来越多的难降解有机物（ROCs）,这些有机物往往成分较为复杂、可生化性差、色度高并且致癌,如果不经过有效的降解处理而进入环境中,将会对生态环境、动植物和人类造成很大的威胁。近年来如何高效地处理这类废水引起了科研人员的关注。本研究从不同产地的凹凸棒石中筛选出江苏盱眙的凹凸棒石J03作为载体,结合壳聚糖（CTS）并通过超声浸渍负载单金属、双金属制备了两种负载型凹凸棒石非均相催化剂,对催化剂的形貌结构、表面官能团、元素形态、比表面积和孔径等进行了测试分析,用这两种催化剂分别对亚甲基蓝（MB）、刚果红（CR）和环丙沙星（CIP）进行了单因素降解实验,给出了该反应体系中难降解有机物的降解机理,研究了MB和CIP的降解中间产物以及降解路径。本研究的主要内容包括以下几个方面。（1）以江苏盱眙的凹凸棒石J02、J03,甘肃临泽的凹凸棒石G03,澳洲的凹凸棒石45、80、102为研究对象,对G03、J02、J03进行了表征,测试了这六种凹凸棒石对亚甲基蓝溶液的吸附性能;凹凸棒石G03和J02的棒晶较粗,且存在较多片层结构,而J03的棒晶则较为细密,片层结构较少;凹凸棒石J03的纯度要高于凹凸棒石G03和J02且J03的阳离子交换性较强;凹凸棒石G03、J02、J03中的孔都属于介孔结构;凹凸棒石J03在经过焙烧和酸化后对MB溶液表现出优异的吸附性能,对100mg/L的亚甲基蓝溶液吸附4h后有着99.64%的去除率。（2）采用超声浸渍法制备了负载型非均相催化剂Fe2O3/CTS-ATP和CuO-Fe2O3/CTS-ATP;对两种催化剂进行了XRD、FT-IR、SEM、EDS、BET、XPS的测试分析;壳聚糖的介入包覆了凹凸棒石的棒晶,但随着单金属与双金属的负载,Fe2O3/CTS-ATP和CuO-Fe2O3/CTS-ATP的表面出现很多由微孔和介孔组成的新的孔结构,且CuO-Fe2O3/CTS-ATP表面铜元素的分散性比铁元素好;在两种催化剂中都能检测到凹凸棒石的晶体衍射峰。（3）分别对Fe2O3/CTS-ATP和CuO-Fe2O3/CTS-ATP的制备条件和催化剂降解难降解有机物的反应条件进行了优化;考察了前驱液浓度、超声浸渍时间、催化剂投加量、p H、反应温度、反应时间、H2O2的浓度以及ROCs的初始浓度对降解率的影响;最优条件下Fe2O3/CTS-ATP对MB、CR、CIP的降解率分别有98.78%、83.59%、84.62%,而CuO-Fe2O3/CTS-ATP对MB、CR、CIP的降解率能达到99.34%、86.91%、86.20%;CuO-Fe2O3/CTS-ATP的催化降解性能总体上好于Fe2O3/CTS-ATP,表现在当反应条件最佳时,CuO-Fe2O3/CTS-ATP对ROCs的降解率更高的同时,制备CuO-Fe2O3/CTS-ATP时所需超声浸渍的时间较少、催化剂的投加量更少、对MB和CR反应的p H范围更广且循环五次后的稳定性更强。（4）对比了H2O2、Fe2O3/CTS-ATP、CuO-Fe2O3/CTS-ATP、Fe2O3/CTS-ATP/H2O2和CuO-Fe2O3/CTS-ATP/H2O2这五个体系中ROCs降解效果的差异;检测了Fe2O3/CTS-ATP/H2O2和CuO-Fe2O3/CTS-ATP/H2O2两种体系中所产生的·OH量;给出了CuO-Fe2O3/CTS-ATP对ROCs的降解机理;通过高效液质联用仪分析了MB和CIP的降解过程。
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》文中研究说明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%。
陈朵[4]（2021）在《纳米金属粒子耦合的固定化光合细菌转化PHL产氢研究》文中研究表明随着溶解浆需求量的与日俱增,预水解硫酸盐法（Pre-hydrolysis Kraft,PHK）溶解浆生产时产生的预水解液（Pre-Hydrolysis Liquor,PHL）因含有大量的半纤维素和有机质,对PHL进行高值化利用引起了研究者广泛关注。生物光发酵已被证明在废水处理、生物产氢等领域具有卓越的效果;同时,纳米颗粒因其特有的表面效应和小尺寸效应,在一些固定化性材料的制备中也得到了关注。本课题将生物光发酵和纳米材料相结合,利用光合细菌对底物的广泛适应性来同步代谢PHL中的木糖和乙酸并发酵制取氢气;同时利用纳米材料的物理特性及其对固氮酶的催化作用,以期改善和提高光发酵产氢效率和底物利用效率;最后选择合适的固定化载体构建Fe3O4-NPs@HY01复合微球,提高菌体对环境抑制物耐受性及重复利用率。首先,探究了光合细菌利用PHL中半纤维素主要降解产物木糖作为碳源时的产氢性能和最佳产氢条件。结果表明球形红细菌HY01最佳产氢条件为:细菌接种量为10%,木糖浓度为8g/L,溶液初始pH值为8,以L-谷氨酸作为氮源且浓度为8.5 mmol/L。此时,累计产氢量为4227.6mL/L。各影响因素影响产氢性能的主次顺序依次为初始pH>L-谷氨酸浓度>接种量。其次,基于纳米颗粒的加入可提高电子转移效率和固氮酶活性,从而提高产氢性能和底物利用率。本论文探究了不同金属离子和纳米金属粒子的加入对HY01产氢的影响规律。实验结果显示当Fe3+、Fe2+、2n2+和Mg2+的浓度分别为≤200 mg/L、≤15 mg/L、≤350mg/L和≤800mg/L时,均能不同程度的提高HY01的氢气产量。而少量纳米金属颗粒的添加可以达到更加明显的促进效果,当Fe3O4-NPs、ZnO-NPs和MgO-NPs添加量分别为≤200 mg/L、≤50 mg/L和≤200 mg/L时,累计产氢量分别为4700 mL/L、4483 mL/L和4624 mL/L。接着研究了 PHL中的代表性抑制物苯酚和乙酸对光合细菌HY01在生长代谢和产氢性能的影响,探究了 HY01在以木糖-苯酚作为碳源时对苯酚的耐受阈值,及木糖-乙酸作为碳源时的协同产氢代谢规律。结果表明低浓度的苯酚对光合细菌的生长和产氢具有一定的促进作用;HY01对苯酚的耐受阈值为500mg/L。小分子酸可以直接被光合细菌转化和利用,木糖和乙酸作为双碳源时产氢系统的pH自稳定性得到提高,产氢时间延长至144 h,累计产氢量高达7200 mL/L。以实际PHL中木糖、乙酸和苯酚的比例配制PHL模拟液,并进行光合细菌的产氢降解实验,得到累计产氢量为6520 mL/L,是木糖和苯酚为混合碳源时产氢量的1.8倍之多。除此之外,采用CAD-40大孔树脂对抑制物苯酚进行吸附解毒,利用树脂的快速吸附与生物降解之间形成动态平衡效应,在提高HY01对苯酚耐受性的同时,可以快速高效转化PHL并产氢。最后,选用三种生物大分子材料海藻酸钠、琼脂和卡拉胶作为光合细菌固定化载体,通过对这几种天然高分子聚合材料及其复合物的透光性、化学稳定性等性能的比较,遴选出最佳的光合细菌载体,并从接种量、固定化时间、交联剂浓度和配比等因素对固定化条件进行优化。结果显示,琼脂-卡拉胶混合凝胶为HY01最佳固定化载体,接种量为40 mL、固定化时间为60 min、KCl浓度为2%、琼脂和卡拉胶浓度分别2%（w/v）的混合物是光合细菌HY01的最佳固定化条件。以琼脂-卡拉胶混合凝胶为固定化载体构建固定化纳米Fe3O4-NPs@HY01微球,以PHL模拟液为发酵底物进行实验,分析固定化细菌微球的产氢性能、底物转化效率、抑制物耐受性以及其可重复利用性。得出固定化微球对PHL中木糖利用率可达99.45%,苯酚降解率为28.52%,可循环使用六次。通过对不同保藏方式的分析比较,并最终选择真空冷藏的方式对固定化微球进行保藏。本论文为固定化光合细菌耦合纳米金属粒子高效转化PHL并制氢提供了理论支持。
陈博坤[5]（2020）在《煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发》文中指出面对国家能源安全和煤炭和水资源在地势上呈逆向分布的现状,中国既要大力发展煤化工产业,又要解决煤转化工业因巨大耗水量而带来的严峻挑战,煤化工废水的“零液排放”俨然成为亟待解决的关键问题之一。在工业设计上基本形成并认同了“污水预处理–生化处理–深度处理–盐水处理–固化零排放”的设计框架,但是对于部分煤化工废水,该流程仍存在预处理效率低、回用水水质差、处理成本高、水资源回用率低且处理系统缺乏顶层设计等问题,制约着我国煤转化工业的清洁利用和可持续性发展。为此,本文基于生命周期模型调研分析了典型的九类煤化工废水处理的生命周期成本,通过引入虚拟成本法对比分析了“零液排放”和综合废水一级排放的成本优势,并基于2018年现代煤化工项目规划和煤化工项目取用水水平对未来煤化工项目耗水水平进行了核算。结果表明,煤化工废水实现“零液排放”具有7.17元/t水的成本优势,已规划的煤化工项目总耗水水平将达到工业耗水量的2.8%,通过对经济成本、环境影响和各地区水资源总量的分析,本文总结归纳了一些改进措施,推动煤化工项目能源转化效率的提升和水资源的合理利用。碎煤加压气化技术虽然具有非常高的冷煤气效率,但实现废水“零液排放”困难,相比之下,水煤浆气化技术实现“零液排放”较为容易,但该技术用于生产清洁燃料或化工产品时,对碳元素的利用效率仍然较低。因此,本文耦合了两种气化技术的优点以期实现优势互补。结果显示,在控制各工艺流程能够实现全流程“零液排放”的基础上,提升煤制烯烃和煤制乙二醇流程碳元素转化效率提高24.95%和13.55%,降低烯烃和乙二醇的单位成本19.72%和9.27%,而且降低了CO2排放量83.1%和83.5%,具有很好的应用前景,而煤制天然气项目实现较低成本“零液排放”仍有待进一步探索。当前煤制兰炭废水预处理过程对油、尘和酚类等污染物脱除效率不足,而且消耗大量的高品位蒸汽。这不仅污堵各单元设备组件并大大降低过程的传质传热效率,而且蒸汽要求远高于兰炭厂的蒸汽副产能力。本文总结归纳了该流程的几点不足之处,针对性地提出了新型处理流程并通过工业废水的小试实验研究验证了其可靠性和可行性,并对产水量为240 m3/d的兰炭废水处理流程进行了工业设计。结果表明,新型流程通过改变废水体系中稳定存在的油滴表面ζ电位使其斥力减少而聚并沉降,油尘含量均降至20mg/L以下;分离脱酸塔和脱氨塔有效降低了塔底热负荷和蒸汽品位需求;而溶剂回收塔的负压操作不仅降低了再沸器蒸汽品位,而且减少了粗酚在高温条件下对塔釜的腐蚀。最终出水中油、酸性气、总酚、氨氮和COD浓度分别降至20 mg/L、10 mg/L、270mg/L、50 mg/L和3050 mg/L以下,节省固定投资成本约57.9%,吨水操作成本由53.40元降至50.69元。煤化工高浓含酚氨有机废水均需采用酚氨回收单元汽提脱除废水中的酸性气、氨氮并回收稀氨水,萃取脱除水中有机物并回收粗酚产品。华南理工大学酚氨回收工艺获得了工业界普遍的认可,该工艺采用单塔同时脱除酸性气和氨氮,MIBK萃取脱除酚类并精馏回收萃取剂和粗酚,但在此过程中消耗了大量的蒸汽。本文通过引入蒸汽再压缩式热泵精馏,借助夹点分析方法,在不改变现流程的操作参数的条件下,提出了两种能量集成方案,基于技术经济分析结果,发现新流程降低了53.7%热公用工程、57.5%冷公用工程、增加了662 k W电耗。新流程吨水处理成本由35.53元/t降至27.34元/t水,年节省公用工程费用655.2万元,减少CO2排放5237 t/y。
刘琳[6]（2020）在《低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究》文中进行了进一步梳理含氮废水处理是近年来环境学科中较为活跃的研究领域之一,而由于我国北部地区冬季污水处理厂的脱氮效果较差、水质不达标,因此低温污水脱氮更是受到人们的关注。与自养菌相比,异养硝化菌对温度适应范围更广泛,更适合低温环境下的脱氮处理。由于单一菌种不易保存,并且在新环境中生存能力差,而对菌株进行固定化可以解决这些问题。固定化菌剂环境适应能力强,菌种不易流失,改善了游离微生物体系性能,且易于固液分离。本论文的主要研究内容是分离筛选低温条件下的异养硝化细菌,并对其进行固定化研究。首先,从污水处理站的活性污泥、生物转盘泥样以及实验室培养的好氧颗粒污泥中分别筛选出在13℃条件下脱氮效果较好的三株菌BC-15、SL-14、MI-4,经鉴定 BC-15 为 Acinetobacter johnsonii strain,SL-14 为Acinetobacter celticus strain,MI-11 为 Acinetobacter albensis strain。其次,将三株菌进行混合培养得出,菌株接种量的最佳配比为1:1:1,以此比例制备复合菌剂。复合菌剂最适宜的碳源为柠檬酸钠,NH4+-N去除率为84.91%;当初始NH4+-N浓度为50 mg/L时,其去除率可达96%,并且复合菌剂中的微生物可在NH4+-N浓度为400 mg/L的环境下正常生长,说明菌剂对氨氮浓度存在一定的耐受性。当pH值为8时,菌剂对NH4+-N去除率最高,为80%。菌剂在20 g/L以下的盐度环境中NH4+-N去除率为65%,30 g/L盐度环境中去除率降为50%,表明菌剂可以适应盐度低于30 g/L环境而发挥其硝化能力。再次,采用SA-硅藻土方法制备固定化菌剂,其NH4+-N去除率为71.41%;对制备固定化菌剂的影响因素研究发现,当硅藻土1%、海藻酸钠2%、CaC12 3%、吸附材料6 g时,得到的固定化菌剂性能最佳,该组氨氮和COD去除率分别为72.54%和95.70%。固定化菌剂的最佳添加量是3 g/（100ml）,此时NH4+-N去除率为76.1%,COD去除率为92%;固定化菌剂几乎可以将浓度30mg/L以下的NH4+-N完全降解,去除率达到97%以上;固定化菌剂的最适宜pH范围为7-8,并且在酸性与碱性环境中NH4+-N去除率在78%以上说明菌剂的固定化提高了游离菌剂的耐酸耐碱能力。最后,研究了固定化菌剂在污染水体中的应用。固定化菌剂可以在48h内,将污染水体中氨态氮、硝态氮、总氮快速去除,去除率分别为95.86%、43.16%、43.17%。
芦英俊[7]（2019）在《固定化漆酶在处理难降解含酚废水中的特性研究》文中研究表明焦化、炼油及石油化工等行业产生大量含酚废水,其中氯酚类物质因其具有难降解特性,对生态环境和人体健康存在潜在危害。固定化漆酶技术因对难降解有机废水具有处理效率高、反应条件温和及可重复利用等一系列优点,被本文选择作为处理含酚废水的一类技术工艺。本论文选用聚乙烯醇（polyvinyl alcohol,PVA）、海藻酸钠（sodium alginate,SA）和明胶为包埋材料,通过正交实验分析,PVA及明胶的比例对固定化漆酶去除对氯苯酚的影响较为显着,PVA、明胶和SA的最佳质量分数配比为:3.3%、0.5%和1.5%。通过单因素实验,可知活性炭粉末对漆酶的最佳吸附量为120mg/g,在温度为40℃、pH值为6.0时以最优配比材料制备的固定化漆酶对模拟含酚废水去除效果最好。通过扫描电镜（SEM）观察固定化漆酶载体和固定化空白载体的微观结构,结合傅里叶红外光谱（FTIR）对固定化漆酶载体表面有效官能团进行表征,发现固定化漆酶载体的表面有许多凹凸不平的不规则褶皱,且表面附着了大量的漆酶,且在1699cm-1处增加了一处明显吸收峰。此外,本文分别从时间、pH值、温度和不同初始浓度四个维度考察各因素对固定化漆酶去除对氯苯酚的影响。研究发现:固定化漆酶在pH为5.0时,对对氯苯酚去除效果最好,12h时去除率可达80.5%;在温度50℃时,对对氯苯酚的去除效率最高,12h时去除率可达87.4%;通过吸附-解吸实验进一步证明:固定化漆酶去除对氯苯酚是吸附与降解协同作用的结果。通过SEM观察到固定化漆酶去除对氯苯酚后载体表面仍附着大量漆酶,说明固定化漆酶在去除对氯苯酚过程中,载体材料对漆酶的活性起到了一定保护作用。利用FTIR对去除对氯苯酚后的固定化漆酶进行表征发现,COOH、H—O等活性官能团参与了对氯苯酚的去除过程。
刘羽[8]（2019）在《兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究》文中指出兰炭产业是煤基能源化工行业的新兴及重要组成部分。兰炭废水水质复杂、有机污染物浓度高且种类繁多,其中苯酚、萘、菲、喹啉、芘、苯并[a]芘等为典型代表,这些物质可生化性差、危害大,不仅对微生物产生严重的抑制作用,还对人体健康与生态环境造成威胁。目前,兰炭废水的生化处理系统普遍存在系统运行稳定性差、出水水质难以达标排放等实际问题,严重影响着煤化工行业的可持续健康发展。针对兰炭废水无害化处理中存在的具体问题,本研究在系统解析兰炭废水处理过程中不同有机污染物在各个处理单元的去除规律的前提下,重点对废水中含氮杂环化合物喹啉的高效生物转化问题开展深入研究,在此基础上,构建固定化活细胞喹啉生物降解体系,以期实现对废水中喹啉类有机物的有效去除。主要研究结果如下:（1）对兰炭废水“物化-生化”组合处理工艺过程中有机污染物在不同处理单元（原污水、总酚萃取、氨氮吹脱、厌氧处理、好氧处理、混凝沉淀后出水）去除特性进行了定量分析,原污水中共检测到37种有机污染物,包括酚类、多环芳烃、苯类、喹啉类、吲哚类、吡啶类、苯胺类、烃类和呋喃类化合物,总浓度为4580.0 mg/L。（2）不同有机物在各个处理单元的去除结果:37种有机物在萃取阶段被有效去除,去除率为82.72%;废水中的苯、酚类、吡啶类和苯胺类化合物主要通过厌氧和好氧生物降解去除,去除率为78.07%;生化处理单元出水仍残余喹啉类和多环芳烃类物质,总浓度为203.8 mg/L,通过混凝沉淀,出水中COD浓度为168±39 mg/L,且表现出一定的生物毒性。（3）针对兰炭废水中存在一定量含氮杂环化合物难以有效去除的问题,筛选得到3株能利用喹啉作为唯一碳源和氮源的优势菌株,经鉴定分别命名为:Bacillus sp.LH-1（芽孢杆菌）、Ochrobactrum sp.WC（苍白杆菌）和Sphingo-bacterium sp.LX（鞘氨醇杆菌）。3株菌均可耐受600 mg/L的喹啉,经诱导后,Bacillus sp.LH-1、Ochrobactrum sp.WC和Sphingobacterium sp.LX对喹啉的降解速率分别可达:23.696 mg/（L·h）、37.312 mg/（L·h）和27.137 mg/（L·h）,较诱导前提高了10-20倍。（4）对喹啉的生物代谢归趋研究发现,Ochrobactrum sp.WC降解喹啉过程中释放出的N生成NH4+-N及构成细胞物质,降解产物检测到2-羟基喹啉和8-羟基香豆素,降解途径以8-羟基香豆素途径为主,且主要是胞内酶在起作用。在喹啉降解体系中同时添加甲酸（0.1mmol/L）和钼离子（0.05mmol/L）,能显着诱导喹啉降解酶的活性并加速喹啉的代谢。将筛选到的三种菌按1:1:1的比例混合后的喹啉降解效果明显优于单菌株,在6 h内,对300 mg/L的喹啉去除率可达99.27%。（5）制备了新型ZnO NPs/PVA复合材料活细胞固定化载体,构建了固定化活细胞喹啉生物降解体系。分析表明,固定化细胞相对于游离细胞喹啉降解性能明显提高,在喹啉起始浓度为500 mg/L的条件下,喹啉降解速率常数达到0.4590 h-1,优于游离细胞。固定化细胞经过30次的重复使用后,7 h内喹啉降解率始终保持在99.32%以上,表现出良好的机械耐受性。（6）将喹啉降解菌与多环芳烃降解菌混合后固定化,并将固定化细胞用于兰炭废水组合处理工艺混凝沉淀出水的深度处理,结果发现,出水COD由168 mg/L降低至56 mg/L,芳烃类有机物被有效降解,出水COD能够达到排放标准。
孙丽[9]（2019）在《菌藻共生MBR系统碳氮磷强化去除及膜污染减缓机制》文中认为膜生物反应器（MBR）是将生物处理单元与膜组件结合于一体的污水处理工艺,具有出水水质好,占地面积小,水力停留时间（HRT）和污泥停留时间（SRT）有效分离等优点,但是膜污染带来频繁的膜清洗和膜更换,持续大量曝气带来的能量消耗以及反硝化菌和聚磷菌的严重抑制是限制MBR广泛应用的关键。菌藻共生系统是一种新兴的污水处理技术,具有较好的脱氮除磷、节能降耗的优势,但是面临着藻体流失、占地面积大、系统难以维持长期稳定运行等技术难题。本研究创新研发菌藻系统+MBR工艺（ASB-MBR）,考察了组合系统的菌藻生物特性、水处理效果以及膜污染情况,分析了长期运行条件下菌藻共生关系以及菌-藻絮体的形成对反应器内污泥性质和菌藻群落结构的影响,揭示了菌藻共生MBR体系的高质出水和低膜污染机制。ASB-MBR系统运行特征研究表明:光照强度3000 lux、藻菌接种比1:5以及光暗周期12h:12h为组合系统最优运行条件。在此条件下,化学需氧量（COD）、氨氮（NH4+-N）、总氮（TN）、磷(PO43--P)去除效率比对照系统（C-MBR）分别提高4%、11.7%、6.1%和12.8%,污水处理效果良好;在组合系统内,藻体与氮磷去除的相关性大于与COD的相关性,此外虽然藻体在氮磷去除中起重要作用,但菌藻共生关系仍然占主导地位;与C-MBR相比,组合系统中生物量平均日增长率提高26.6%,细菌以葡萄糖、淀粉以及氨氮为基质的比耗氧速率分别提高38.6%、37.05%和54.24%,同时,相比于原始接种液,藻体的光合产氧速率提高28.65%,组合系统内微生物活性提高,菌藻共生关系建立;组合系统过膜压力（TMP）的平均增长率降低48.11%,膜污染得到有效减缓。ASB-MBR系统中混合液内絮体性质研究表明:与普通污泥絮体相比,菌-藻絮体表面电荷绝对值降低24.58%,平均粒径降低22.09%,菌-藻絮体具有较好的絮凝性;同时,菌-藻絮体的形成能够有效抑制丝状菌的过渡繁殖,减少丝状菌对絮体结构破坏;此外也缩短絮体间、絮体与周围环境的物质交换,提高营养物质去除效率,而细菌与藻体彼此粘附,形成结构紧实的菌-藻絮体,其圆度（Ro）、形态因子（FF）和三维纵横比（AR）也更接近于1,外形更趋近于球形化且表面更光滑,从而降低其对泥饼层的黏附性,促进菌藻间物质交换,提高两者微生物活性;与C-MBR相比,系统内溶解性胞外聚合物（S-EPS）蛋白质（Pr）/糖（Ps）比值提高38.89%,结合态胞外聚合物（B-EPS）含量降低24.6%,B-EPSpr/B-EPSps下降32.61%;此外,菌-藻絮体表面疏水性减弱,菌藻絮体更不容易在膜表面粘附。ASB-MBR系统泥饼层形成过程和微生物群落研究表明:组合系统中的菌-藻絮体形成的泥饼层标准毛细吸水时间（NCST）较C-MBR降低33.82%,且泥饼层疏松多孔,表面粗糙度低,有机污染物成甬道式分布,说明菌藻絮体形成的泥饼层具有较好的渗透性能;除此之外,组合系统内泥饼层中有机污染物S-EPS和B-EPS含量比C-MBR降低15.01%和17.07%,重金属离子也相应降低,两者侨联而成的高聚物得到相应减少,提高泥饼层过滤性。微生物机制研究发现:组合系统内细菌具有较低的多样性和均匀性,利于特殊优势种群富集,系统结构更稳定;同时,功能菌Planctomycetes、Proteobacteria和Bacteroidetes相对丰度值提高8.44%、5.51%和1.64%,促藻类生长菌Phreatobacter sp.与Aminobacter sp.得到富集,而易引起膜污染常见菌Verrucomicrobium sp.与Streptococcus sp.得到减弱,相关功能菌的富集和特殊菌丰度值的降低都直接影响菌藻共生系统的形成和组合系统水处理效果、膜污染情况;此外,聚磷菌（PAO）、亚硝酸盐氧化菌（NOB）与氨氧化菌（AOB）的综合光学密度（IOD）分别提高30.3%,33.1%和13%,三种功能菌活性得到促进,强化ASB-MBR中氮、碳、磷去除。同时,藻体的群落结构也发生变化,藻体在纲水平上的种类没有发生明显的变化,主要是Chlorophyceae、Trebouxiophyceae、Ulvophyceae、Dinophyceae以及Mediophyceae,从属角度来看,unidentifiedChlorophyceae的相对丰度值由2.07%增加至43.32%,Acutodesmus sp.的相对丰度值从95.27%下降至50.06%,这些藻种的变化与细菌和菌藻共生关系存在密切关系,此外,具有“luxury”吸磷能力的Chlorella sp.,兼性营养型藻体Auxenochlorella sp.分别得到富集,强化系统碳磷去除效果。综上,ASB-MBR通过构建适宜菌藻共生的生长环境,实现菌藻共生关系的建立和菌藻共生絮体的形成,从而实现系统内碳氮磷强化去除和膜污染减缓;此外,在不增加曝气强度的情况下,提升溶解氧浓度。因而,新型菌藻共生MBR体系的构建为MBR工艺的推广与应用提供了一个高效、节能的途径,具有重要意义。
任小慧[10]（2018）在《固定化混合菌载体的制备及在有机废水处理中的实验研究》文中提出有机废水污染对生态环境和人类健康的危害极大。近年来,固定化微生物技术备受青睐,成为各行各业有机废水生物处理的热门方法,而开发价格低廉、性能优良的固定化载体是该技术应用的核心问题。本文以松树皮、玉米秸秆两种农林废弃物为固定化载体的原材料,采用甲醛-海藻酸钠法、异丙醇-海藻酸钠法和热处理-海藻酸钠法分别对二者进行改性处理,经生物挂膜后制备成固定化载体。通过Zeta电位、红外光谱、生物模量及对有机废水的预处理实验选择最佳树皮、秸秆载体。结果表明:甲醛-海藻酸钠法改性后的树皮、秸秆具有更好的性能和有机物降解效果。对最佳载体进行光学显微镜、扫描电镜以及传质、机械性能和吸水率的测定,结果表明:树皮、秸秆载体的切面结构均呈密集多边形堆积状,存在各种孔隙、通道。改性挂膜后二者具有更大的比表面积、更多的孔隙、更好的生物相容性。传质和吸水速率依次为:改性秸秆>未改性秸秆>改性树皮>未改性树皮;机械性能则为:未改性树皮/秸秆>改性树皮/秸秆,但改性树皮、秸秆的强度足以支撑实验。探究了最佳树皮、秸秆固定化载体对生活废水、苯酚废水和多菌灵农药废水的处理效果和最佳条件。实验结果表明:对于1400 mg/L的生活废水,采用大粒径秸秆载体,在30℃,pH=7,溶解氧为3 mg/L,投加比为1:5的条件下,降解效果最佳,96 h最大降解率可达96.57%;采用小粒径树皮载体,在30℃,pH=7,溶解氧为3 mg/L,投加比为1:1的条件下,降解效果最佳,96 h最大降解率可达95.71%。对于100 mg/L的苯酚废水,条件相同的情况下,最佳树皮、秸秆载体均在24 h达到苯酚的完全降解,且降解效果为树皮>秸秆。对于500 mg/L的多菌灵农药废水,条件相同的情况下,96 h时秸秆载体的最大降解率为86.87%,树皮载体为85.71%。本课题采用的最佳树皮、秸秆固定化载体对有机物具有吸附絮凝和微生物代谢降解双重作用,特别是变形菌、亚硝化单胞菌、不动杆菌、绿弯菌等优势菌种的存在,使废水中的有机物作为碳和能量被降解消耗,同时提供了细菌所需的营养物质,为未来有机废水的处理开拓了思路。
二、难降解有机废水回用中固定化技术研究（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、难降解有机废水回用中固定化技术研究（论文提纲范文）
（1）微生物固定化技术在污水处理领域的研究进展（论文提纲范文）
| 1 微生物固定化方法 |
| 1.1 吸附法 |
| 1.2 包埋法 |
| 1.3 交联法 |
| 1.4 复合固定法 |
| 2 微生物固定化载体 |
| 2.1 传统载体 |
| 2.2 新型载体 |
| 3 微生物固定化菌种 |
| 3.1 固定化微生物的种类 |
| 3.2 生物膜形成机理 |
| 4 微生物固定化技术处理污水研究现状 |
| 4.1 氮磷废水 |
| 4.2 重金属废水 |
| 4.3 印染废水 |
| 4.4 有机废水 |
| 5 结论与展望 |
（2）凹凸棒石基非均相催化剂的结构调控以及对难降解有机废水的处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 难降解有机废水的来源 |
| 1.1.1 染料废水 |
| 1.1.2 炼焦废水 |
| 1.1.3 抗生素 |
| 1.1.4 农药 |
| 1.2 难降解有机废水的处理技术概述 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 凹凸棒石概述 |
| 1.4 壳聚糖概述 |
| 1.5 负载型凹凸棒石非均相催化剂的结构调控研究进展 |
| 1.5.1 凹凸棒石的活化(预处理) |
| 1.5.2 负载型凹凸棒石非均相催化剂的制备方法 |
| 1.5.3 负载型凹凸棒石非均相催化剂的制备工艺条件 |
| 1.6 课题研究内容、目标及创新性 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 课题的创新性 |
| 第2章 负载型凹凸棒石非均相催化剂的载体筛选实验 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 绘制亚甲基蓝溶液标准曲线 |
| 2.2.4 凹凸棒石的预处理 |
| 2.2.5 凹凸棒石对亚甲基蓝溶液的吸附实验 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 凹凸棒石的表征 |
| 2.3.2 吸附实验结果 |
| 2.3.3 凹凸棒石的吸附动力学研究 |
| 2.3.4 凹凸棒石的吸附等温方程 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 负载型非均相催化剂Fe_2O_3/CTS-ATP的制备、表征和对ROCs的降解实验 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 制备方法 |
| 3.2.4 表征方法 |
| 3.2.5 降解实验 |
| 3.3 实验结果和讨论 |
| 3.3.1 Fe_2O_3/CTS-ATP的表征结果 |
| 3.3.2 降解实验结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 负载型非均相催化剂CuO-Fe_2O_3/CTS-ATP的制备、表征和对ROCs的降解实验 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品及实验仪器 |
| 4.2.2 制备方法 |
| 4.2.3 表征方法 |
| 4.2.4 降解实验 |
| 4.3 实验结果和讨论 |
| 4.3.1 CuO-Fe_2O_3/CTS-ATP的表征结果 |
| 4.3.2 降解实验结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 负载型非均相催化剂CuO-Fe_2O_3/CTS-ATP对 ROCs的降解机理和降解路径的分析 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验药品 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 不同体系的对照实验 |
| 5.2.4 羟基自由基的测定 |
| 5.2.5 MB和CIP降解后中间产物的分析方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 不同体系对照实验的结果 |
| 5.3.2 体系中羟基自由基的量以及降解机理 |
| 5.3.3 HPLC-MS对 MB和 CIP的中间产物分析结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士学位期间所发表的学术论文及成果目录 |
（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）纳米金属粒子耦合的固定化光合细菌转化PHL产氢研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 硫酸盐预水解液(PHL)组分的分离与应用研究 |
| 1.2.1 PHL主要组分分离方法 |
| 1.2.2 PHL中主要组分的应用研究现状 |
| 1.3 金属粒子对光发酵制氢的影响研究 |
| 1.3.1 金属离子的添加对生物发酵制氢的影响 |
| 1.3.2 纳米粒子的添加对生物发酵制氢的影响 |
| 1.3.3 生物光发酵处理废水并制氢研究进展 |
| 1.4 固定化微生物技术及其研究进展 |
| 1.4.1 固定化微生物技术的方法和特点 |
| 1.4.2 固定化微生物载体的制备与选择 |
| 1.4.3 固定化微生物处理废水并资源化利用研究进展 |
| 1.5 本论文的研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 光合细菌HY01产氢优化及金属粒子对产氢的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验菌株和培养基 |
| 2.2.2 仪器和试剂 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析测定方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 光合细菌HY01的形貌分析 |
| 2.3.2 HY01的产氢特性分析及产氢条件的优化 |
| 2.3.3 HY01中添加不同金属离子的产氢特性分析 |
| 2.3.4 HY01中添加不同纳米金属粒子的产氢特性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 游离光合细菌HY01转化PHL模拟液的产氢性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验菌株和培养基 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 分析测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 苯酚浓度对光发酵产氢的影响 |
| 3.3.2 乙酸浓度对光发酵产氢的影响 |
| 3.3.3 光合细菌利用PHL模拟液产氢特性分析 |
| 3.3.4 树脂对苯酚的解毒及其对产氢的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 固定化光合细菌HY01转化PHL模拟液的产氢特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验菌株和培养基 |
| 4.2.2 仪器和试剂 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 光合细菌固定化包埋载体的选择与优化 |
| 4.3.2 Fe_3O_4-NPs@HY01复合微球产氢的条件优化 |
| 4.3.3 Fe_3O_4-NPs@HY01复合微球转化PHL模拟液产氢特性分析 |
| 4.3.4 不同的保藏方式和时间对生物产氢的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论、创新点和展望 |
| 5.1 本论文主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（5）煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 煤化工产业发展及其废水“零液排放”现状 |
| 1.1.1 以固定床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.2 以流化床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.3 以气流床气化为核心的产业发展与研究现状 |
| 1.1.4 煤焦化/半焦的产业发展与研究现状 |
| 1.2 煤化工废水“零液排放”的意义和难点 |
| 1.3 煤化工废水处理技术研究进展和工程实践 |
| 1.3.1 污水预处理 |
| 1.3.2 生化处理 |
| 1.3.3 深度处理 |
| 1.3.4 膜浓缩及蒸发结晶 |
| 1.4 拟解决的关键问题 |
| 1.5 本文的研究内容及目标 |
| 第二章 煤化工废水处理的生命周期评价 |
| 2.1 煤炭和水资源利用现状 |
| 2.2 典型煤化工废水处理现状 |
| 2.2.1 煤炭开采伴生水 |
| 2.2.2 煤炭洗选废水 |
| 2.2.3 煤气化废水 |
| 2.2.4 煤液化废水 |
| 2.2.5 煤焦化/半焦废水 |
| 2.3 环境影响和经济性能分析 |
| 2.3.1 直排生化出水对环境的影响 |
| 2.3.2 废水处理系统生命周期成本分析 |
| 2.4 煤化工工业政策意涵和建议 |
| 2.4.1 煤化工项目未来的发展趋势 |
| 2.4.2 政策意涵及建议 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 煤化工废水“零液排放”概念设计 |
| 3.1 流程建模与分析 |
| 3.1.1 碎煤加压气化制天然气流程 |
| 3.1.2 水煤浆气化制烯烃/乙二醇 |
| 3.2 碎煤加压气化耦合水煤浆气化制产品工艺 |
| 3.3 技术经济分析 |
| 3.3.1 碳元素氢化效率 |
| 3.3.2 碳元素转化效率 |
| 3.3.3 水耗分析 |
| 3.3.4 经济性能分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高浓含酚氨兰炭废水处理流程开发 |
| 4.1 现存流程处理兰炭废水的瓶颈 |
| 4.2 新流程开发研究方法 |
| 4.2.1 酸化除油除尘 |
| 4.2.2 萃取操作条件优化 |
| 4.2.3 公用工程调整 |
| 4.3 新流程性能分析 |
| 4.3.1 现存工业兰炭废水处理效果 |
| 4.3.2 酸化对油尘脱除影响 |
| 4.3.3 萃取条件分析 |
| 4.4 新流程关键单元可行性分析 |
| 4.4.1 酸水汽提塔 |
| 4.4.2 溶剂回收塔 |
| 4.5 流程初步设计及经济性能分析 |
| 4.5.1 过程集成及设计 |
| 4.5.2 经济性能分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 酚氨废水处理流程能量集成 |
| 5.1 酚氨回收工艺运行现状 |
| 5.2 能量集成潜力分析 |
| 5.2.1 工艺物流节能分析 |
| 5.2.2 精馏塔或汽提塔热力学分析 |
| 5.2.3 能量集成可行性分析 |
| 5.3 能量集成方案 |
| 5.3.1 关键技术节点分析 |
| 5.3.2 污水汽提塔优先方案 |
| 5.3.3 溶剂汽提塔优先方案 |
| 5.4 能量集成经济和环境性能分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水脱氮研究现状 |
| 1.2.1 氮污染来源与危害 |
| 1.2.2 污水脱氮方法概述 |
| 1.2.3 低温微生物的发展 |
| 1.3 异养硝化细菌的研究 |
| 1.3.1 异养硝化的提出及其脱氮原理 |
| 1.3.2 异养硝化微生物的特性及其种类 |
| 1.3.3 硝化进程的影响因素 |
| 1.3.4 异养硝化菌的研究与应用 |
| 1.4 微生物固定化技术的研究 |
| 1.4.1 固定化微生物技术的发展 |
| 1.4.2 固定化方法概述 |
| 1.4.3 固定化技术的研究与应用 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 异养硝化细菌的筛选及分离 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验样品来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.4 所需培养基及药剂 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 异养硝化菌的分离纯化 |
| 2.2.2 菌株的形态学观察 |
| 2.2.3 菌株的16S rDNA鉴定 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 异养硝化菌的分离纯化结果 |
| 2.3.2 菌株的形态学观察结果 |
| 2.3.3 菌株的16S rDNA鉴定结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 复合菌剂的构建 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌株 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 培养基 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 菌株生长曲线的绘制 |
| 3.2.2 多株异养硝化菌的混合培养 |
| 3.2.3 菌剂脱氮因素的研究 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 生长曲线绘制结果 |
| 3.3.2 混合培养结果 |
| 3.3.3 菌剂脱氮因素的研究结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 复合菌剂的固定化及脱氮性能研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌株 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 所需培养基与药剂 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 固定化方法 |
| 4.2.2 固定化菌剂的条件优化 |
| 4.2.3 固定化菌剂的性能研究 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 固定化方法比较结果 |
| 4.3.2 颗粒优化结果 |
| 4.3.3 固定化菌剂的性能研究结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 固定化菌剂的应用试验研究 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 固定化菌剂的制备 |
| 5.1.2 实验装置与仪器 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者攻读学位期间发表的学术论文集及科研成果目录 |
| 导师和作者简介 |
| 附件 |
（7）固定化漆酶在处理难降解含酚废水中的特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含酚废水的来源、性质和危害 |
| 1.2 含酚废水处理方法 |
| 1.2.1 物化法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.3 漆酶的来源、性质及其降解底物种类 |
| 1.3.1 漆酶的来源 |
| 1.3.2 漆酶的性质 |
| 1.3.3 漆酶催化降解底物种类 |
| 1.4 酶固定化技术 |
| 1.4.1 酶固定化方法 |
| 1.4.2 酶固定化载体 |
| 1.4.3 固定化酶处理有机废水 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 对氯苯酚含量测定方法 |
| 2.2.2 漆酶活性测定方法 |
| 2.2.3 固定化漆酶载体的制备方法 |
| 2.2.4 固定化空白载体与固定化漆酶载体表征方法 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 对氯苯酚去除率实验的设计 |
| 2.3.2 载体材料正交实验的设计 |
| 2.3.3 漆酶固定化条件影响因素实验设计 |
| 2.3.4 漆酶酶活力测定实验设计 |
| 2.3.5 固定化漆酶载体的形态表征实验设计 |
| 2.3.6 固定化漆酶去除废水中对氯苯酚的实验设计 |
| 2.3.7 固定化漆酶的吸附-解吸实验设计 |
| 2.3.8 固定化漆酶的重复利用实验设计 |
| 第3章 漆酶固定化影响因素及固定化漆酶表征 |
| 3.1 漆酶固定化影响因素 |
| 3.1.1 正交实验结果及分析 |
| 3.1.2 漆酶固定化影响因素结果与分析 |
| 3.2 固定化漆酶载体的表征 |
| 3.2.1 扫描电镜结果及分析 |
| 3.2.2 傅里叶红外光谱结果及分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 固定化漆酶去除对氯苯酚的特性研究 |
| 4.1 时间对去除的影响 |
| 4.2 PH对去除的影响 |
| 4.3 温度对去除率的影响 |
| 4.4 对氯苯酚初始浓度对去除的影响 |
| 4.5 固定化漆酶去除对氯苯酚的吸附-解吸实验结果与分析 |
| 4.6 固定化漆酶去除对氯苯酚的重复利用实验结果与分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 固定化漆酶去除对氯苯酚的机理探索 |
| 5.1 固定化漆酶去除对氯苯酚的动力学分析 |
| 5.2 固定化漆酶去除对氯苯酚后的内部形态变化 |
| 5.3 固定化漆酶去除对氯苯酚后的红外光谱分析 |
| 5.4 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 |
（8）兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 兰炭废水污染现状及废水处理存在的问题 |
| 1.1.1 兰炭废水的来源及危害 |
| 1.1.2 兰炭废水处理研究进展 |
| 1.1.3 兰炭废水处理存在的问题 |
| 1.2 废水中含氮杂环化合物生物降解研究进展 |
| 1.2.1 废水中含氮杂环化合物处理研究现状 |
| 1.2.2 喹啉的来源、危害 |
| 1.2.3 喹啉的好氧生物降解研究现状 |
| 1.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用 |
| 1.3.1 固定化微生物技术的特点 |
| 1.3.2 固定化微生物载体选择 |
| 1.3.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用及存在问题 |
| 1.4 研究目的和意义、主要内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 兰炭废水处理工艺过程中有机污染物去除特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验仪器和试剂 |
| 2.1.2 兰炭废水处理试验工艺 |
| 2.1.3 水质分析项目及方法 |
| 2.1.4 试验水样的废水水质 |
| 2.1.5 遗传毒性检测方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 兰炭废水原水中有机污染物组成分析 |
| 2.2.2 不同工艺单元的COD和挥发酚去除特性 |
| 2.2.3 不同有机污染物在各工艺单元的去除规律解析 |
| 2.2.4 废水处理各工艺单元的生物毒性削减特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 兰炭废水中喹啉降解菌的分离筛选与诱导 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要实验仪器 |
| 3.1.2 主要试剂及培养基 |
| 3.1.3 喹啉降解菌的筛选、分离和纯化 |
| 3.1.4 菌悬液的制备过程 |
| 3.1.5 高效菌株的鉴定及表征方法 |
| 3.1.6 高效菌株利用碳源的广谱性分析 |
| 3.1.7 菌株诱导条件优化试验方案 |
| 3.1.8 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 喹啉降解菌的筛选及形态学表征 |
| 3.2.2 菌株的Biolog鉴定及碳源代谢特征分析 |
| 3.2.3 菌种的16S rDNA鉴定 |
| 3.2.4 菌株的底物广谱性分析 |
| 3.2.5 优势菌株喹啉降解的诱导条件与效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 喹啉生物代谢归趋及影响因素分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 喹啉降解动力学研究方法 |
| 4.1.2 喹啉降解过程代谢归趋试验方案 |
| 4.1.3 胞内酶和胞外酶的提取方法 |
| 4.1.4 多菌株降解喹啉的虚拟变量回归分析 |
| 4.1.5 P-B因子筛选和BBD优化实验设计方法 |
| 4.1.6 发光细菌实验表征遗传毒性方法 |
| 4.1.7 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 单菌株降解喹啉动力学分析 |
| 4.2.2 喹啉生物代谢归趋分析 |
| 4.2.3 喹啉降解酶的分布识别及其催化活性影响因素研究 |
| 4.2.4 多菌株喹啉降解动力学分析 |
| 4.2.5 多菌株喹啉降解环境条件的优化 |
| 4.2.6 喹啉降解过程中代谢产物遗传毒性变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 固定化活细胞喹啉降解体系的构建与应用 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 细菌负载量测定方法 |
| 5.1.2 ZnO NPs/PVA固定化载体制备方法 |
| 5.1.3 细菌的固定化方法 |
| 5.1.4 固定化细菌降解喹啉性能研究方法 |
| 5.1.5 分析项目及方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 载体的制备及其对喹啉的吸附性能研究 |
| 5.2.2 固定化细菌负载量测定方法优化 |
| 5.2.3 固定化细胞与游离细胞喹啉降解性能对比研究 |
| 5.2.4 固定化混合菌对喹啉的适应性及降解动力学 |
| 5.2.5 固定化混合菌的重复利用性能研究 |
| 5.2.6 固定化混合菌在兰炭废水深度处理中的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论、创新点与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读期间主要成果 |
（9）菌藻共生MBR系统碳氮磷强化去除及膜污染减缓机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 MBR污水处理工艺概述 |
| 1.2.1 MBR的发展与特点 |
| 1.2.2 MBR工艺污水处理的技术优势 |
| 1.2.3 MBR工艺污水处理的技术瓶颈 |
| 1.3 藻类在污水处理中的应用 |
| 1.4 菌藻共生处理技术概述 |
| 1.4.1 菌藻共生污水技术原理 |
| 1.4.2 藻类生长的各影响因素 |
| 1.4.3 菌藻共生污水处理的技术应用 |
| 1.4.4 菌藻共生污水处理技术的瓶颈和发展趋势 |
| 1.5 菌藻共生MBR系统的关键问题及研究课题的提出 |
| 1.6 课题研究意义与内容 |
| 1.6.1 课题研究意义 |
| 1.6.2 课题研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 活性污泥 |
| 2.1.3 藻类接种液 |
| 2.1.4 中空纤维膜 |
| 2.1.5 实验设备 |
| 2.2 菌藻共生MBR系统反应器装置及运行操作 |
| 2.3 分析检测方法 |
| 2.3.1 常规指标分析 |
| 2.3.2 氮平衡计算 |
| 2.3.3 叶绿素的提取与分析 |
| 2.3.4 EPS的提取与分析 |
| 2.3.5 污泥性质分析 |
| 2.3.6 膜污染物的分析方法 |
| 2.3.7 微生物群落结构分析方法 |
| 2.4 絮体表面关系能分析方法 |
| 2.4.1 接触角样品的制备 |
| 2.4.2 接触角的测定 |
| 2.4.3 表面热力学参数的计算 |
| 2.4.4 表面关系能参数计算 |
| 2.5 统计学分析 |
| 第3章 菌藻共生MBR系统运行特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ASB-MBR系统的优化运行 |
| 3.2.1 光照强度对藻类生长状况以及硝化作用的影响 |
| 3.2.2 藻菌比例对组合系统膜污染和微生物代谢产物的影响 |
| 3.2.3 光暗周期对系统内藻类生物量及水质去除的影响 |
| 3.3 ASB-MBR系统污水处理效能分析 |
| 3.3.1 COD处理效果分析 |
| 3.3.2 氮处理效果分析 |
| 3.3.3 PO_4~(3-)-P处理效果分析 |
| 3.3.4 菌-藻与营养物质去除相关性分析 |
| 3.4 ASB-MBR系统膜污染状况分析 |
| 3.5 ASB-MBR系统菌-藻生物活性分析 |
| 3.5.1 微生物生物量变化分析 |
| 3.5.2 藻类生物活性变化分析 |
| 3.5.3 细菌生物活性变化分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 菌藻共生MBR系统中菌藻共生作用对混合液絮体性质影响研究. |
| 4.1 引言 |
| 4.2 菌-藻絮体形态学特征研究 |
| 4.2.1 菌-藻絮体表面电荷 |
| 4.2.2 菌-藻絮体粒径分布 |
| 4.2.3 菌-藻絮体微观形态 |
| 4.3 菌-藻絮体对丝状菌生长影响分析 |
| 4.4 菌-藻絮体主要代谢产物特性研究 |
| 4.4.1 S-EPS特性研究 |
| 4.4.2 B-EPS特性研究 |
| 4.5 菌-藻絮体表面特性研究 |
| 4.5.1 表面特性分析 |
| 4.5.2 聚集性研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 菌藻共生MBR系统膜污染控制解析及微生物群落研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 泥饼层特性分析 |
| 5.2.1 泥饼层絮体表面特性分析 |
| 5.2.2 膜表面形态分析 |
| 5.2.3 泥饼层中有机污染物分析 |
| 5.2.4 泥饼层中元素分析 |
| 5.3 细菌群落结构研究 |
| 5.3.1 细菌多样性指数分析 |
| 5.3.2 细菌群落结构分析 |
| 5.3.3 OTU群落分析 |
| 5.3.4 FISH功能菌分析 |
| 5.4 藻体群落结构分析 |
| 5.4.1 藻体群落多样性指数分析 |
| 5.4.2 藻类群落结构分析 |
| 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他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 附录 |
（10）固定化混合菌载体的制备及在有机废水处理中的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 有机废水的污染现状 |
| 1.1.1 有机废水的来源、特征、分类 |
| 1.1.2 有机废水处理技术概述 |
| 1.1.3 生物处理技术概述 |
| 1.2 固定化微生物技术处理废水的研究进展 |
| 1.2.1 固定化微生物技术概念、特点 |
| 1.2.2 固定化微生物制备、载体选择 |
| 1.2.3 固定化微生物降解有机物的机理、影响因素 |
| 1.2.4 固定化技术发展前景 |
| 1.3 固定化载体介绍 |
| 1.3.1 树皮、秸秆概况 |
| 1.3.2 树皮、秸秆在有机废水处理中的应用 |
| 1.3.3 树皮、秸秆作为固定化载体的优势和前景 |
| 1.4 课题的研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 固定化载体及固定化微生物的制备与表征 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 实验材料与实验仪器 |
| 2.1.2 固定化载体的制备 |
| 2.1.3 活性污泥驯化 |
| 2.1.4 流式细胞仪测试 |
| 2.1.5 固定化微生物的制备 |
| 2.1.6 最佳改性方法的选择 |
| 2.1.7 光学显微镜镜检 |
| 2.1.8 场发射扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.1.9 固定化载体的传质、机械性能及吸水率测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 污泥驯化结果 |
| 2.2.2 最佳改性方法的选择 |
| 2.2.3 显微镜镜检结果分析 |
| 2.2.4 SEM结果分析 |
| 2.2.5 固定化载体的传质、机械性能及吸水率结果分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 固定化微生物技术处理生活废水 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 实验材料与实验仪器 |
| 3.1.2 模拟生活废水配方 |
| 3.1.3 实验装置 |
| 3.1.4 模拟生活废水的固定化微生物处理条件优化 |
| 3.1.5 分析测试方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 模拟生活废水的固定化微生物处理条件优化结果 |
| 3.2.2 微生物多样性分析结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 固定化微生物技术处理苯酚废水 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 实验材料与实验仪器 |
| 4.1.2 苯酚废水配方 |
| 4.1.3 实验装置 |
| 4.1.4 苯酚废水的固定化微生物处理条件优化 |
| 4.1.5 分析测试方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 苯酚废水的固定化微生物处理条件优化结果 |
| 4.2.2 微生物多样性分析结果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 固定化微生物技术处理多菌灵农药废水 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 实验材料与实验仪器 |
| 5.1.2 模拟多菌灵农药废水配方 |
| 5.1.3 实验装置 |
| 5.1.4 多菌灵农药废水的固定化微生物处理条件优化 |
| 5.1.5 分析测试方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 多菌灵农药废水的固定化微生物处理条件优化结果 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
四、难降解有机废水回用中固定化技术研究（论文参考文献）
- [1]微生物固定化技术在污水处理领域的研究进展[J]. 缪佳,毛妙杰,李菁,沈峥,张亚雷. 福建师范大学学报(自然科学版), 2022(01)
- [2]凹凸棒石基非均相催化剂的结构调控以及对难降解有机废水的处理[D]. 郭旗扬. 兰州理工大学, 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]纳米金属粒子耦合的固定化光合细菌转化PHL产氢研究[D]. 陈朵. 陕西科技大学, 2021(09)
- [5]煤化工废水零液排放技术研究及高浓酚氨废水处理流程开发[D]. 陈博坤. 华南理工大学, 2020
- [6]低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究[D]. 刘琳. 北京化工大学, 2020(02)
- [7]固定化漆酶在处理难降解含酚废水中的特性研究[D]. 芦英俊. 西南交通大学, 2019(03)
- [8]兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究[D]. 刘羽. 西安建筑科技大学, 2019
- [9]菌藻共生MBR系统碳氮磷强化去除及膜污染减缓机制[D]. 孙丽. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [10]固定化混合菌载体的制备及在有机废水处理中的实验研究[D]. 任小慧. 燕山大学, 2018(05)