一、废水处理中污泥颗粒化及生物附着化作用研究（论文文献综述）
郭媛[1]（2021）在《铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理》文中提出与活性污泥（Activated sludge,AS）相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有沉降性能优良、生物富集量高和抗冲击负荷能力强等优势特征,因此,AGS技术被誉为一项经济效益突出、具有良好发展前景的新型污水生物法处理技术。然而,该工艺在处理低有机负荷生活污水时存在系统启动周期长、长期运行易失稳和脱氮除磷效能不足等应用瓶颈。针对上述技术难题,本研究提出将铁电解作用耦合于AGS系统,一方面利用电刺激对微生物表面特性、迁移行为和生化活性等的积极影响,另一方面借助阳极电解缓慢溶铁的过程提高元素铁在AGS系统的利用效能,以期形成协同的强化效果,为攻克上述技术难题提供一条简便易行的解决方案。此外,本研究深入解析了铁电解作用下污泥内部各组分随颗粒化过程的变化情况,以及污泥完全颗粒化后其内部的功能微生物和功能基因等,旨在建立“铁电解作用—响应规律—生态功能”三者之间的级联作用关系,助推AGS技术在生活污水处理领域的工程化应用与理论发展。提出了一种耦合铁电解作用强化AGS形成的新方法,培养出一种形成速度快、颗粒结构稳定和多路径脱氮除磷的原位沉积铁矿型AGS。在常用于培养AGS的序批间歇式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）中,安装了一对由活性铁阳极和惰性钛阴极组成的电极单元,成功构建了一种耦合铁电解作用的AGS系统,并基于颗粒化速率和污染物去除效能的评估,重点优化了铁电解单元的作用方式和施加电压。结果表明,在交替式缺氧/好氧（AN/O＿SBR）的周期运行模式下,施加1.0～1.5 V的恒定电压于缺氧阶段,在低有机负荷（1.35 kg COD/（m3?d））进水条件下该耦合系统可以20 d内完成启动、60 d后稳定运行,培养出的AGS具有沉降性能好、比重大和微生物活性高等优势特点。这种AGS内部沉积有铁系矿物,该无机组分不仅增强了颗粒结构的稳定性,而且构造了交联互通的孔隙结构,有利于细菌生长所需基质以及代谢产物的传输,有效克服了传统自凝聚形成的AGS结构稳定性差的固有劣势。此外,在1.5 V铁电解作用下完全颗粒化后的耦合系统对于实际的生活污水也具有优良的污染物处理效能,与无铁电解作用的对照组相比COD、TN和TP的去除率分别提高了4.0%、27.3%和39.9%,且系统出水中碳氮磷的浓度均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。探究了铁电解作用下污泥内部无机矿物、微生物和胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）三种组分随颗粒化过程的协同演变规律,阐明了基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机理。结果表明:在好氧污泥的颗粒化过程中,污泥内部的无机矿物由无定型的铁氧化物逐渐转变为结晶型的磷酸铁系矿物;污泥EPS中C-（C/H）形式的C会被部分氧化为含氧的C结构（C-OH、C=O和O-C=O）,赋予EPS络合金属阳离子的性能;污泥中的微生物群落结构也发生了明显的演替,逐渐富集生长与EPS分泌和氮磷污染物去除相关的功能微生物。基于此,推断并验证了颗粒化各阶段发挥主要作用的组分类型及其影响机制,即:EPS在原位沉积铁矿型AGS的形成初期发挥重要作用,一方面通过粘附作用滞留下微小絮体,另一方面经氧化而具备络合特性,为Fe2+、Fe3+和Ca2+等金属离子卷入污泥基质提供前提条件;在颗粒化的增长期,颗粒内无定型铁氧化物的赋存明显改善了污泥的沉降性能,有利于滞留更多生物质于反应器中进一步生长和颗粒化;当污泥完全颗粒化后,颗粒内部的主要无机组分为结晶型磷酸铁系矿物,其与污泥内的微生物和EPS协同作用维持着颗粒结构的稳定。揭示了本研究培养的原位沉积铁矿型AGS多路径协同脱氮除磷的去污机制。结果表明:对于1.5 V铁电解作用下形成的原位沉积铁矿型AGS,其适中的污泥粒径（1.7 mm）和铁含量（30 mg/g SS）为铁营养型和不同需氧类型细菌的生长和繁殖提供了适宜的溶氧微环境和铁需求量。与无铁电解作用下形成的AGS相比,原位沉积铁矿型AGS内部被检出存在多种类型的反硝化菌,异养、自养和混养反硝化菌在该污泥所有反硝化菌中的相对比例分别为74.5%、10.3%和15.2%,且这三类反硝化菌在整个微生物群落组成中的总丰度高达42%。通过颗粒污泥的离体摇瓶实验,进一步证明了原位沉积铁矿型AGS内部存在依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径,该路径与其他脱氮路径共同作用下,赋予了耦合铁电解作用的AGS系统优良的TN去除效能。此外,该AGS中与铁和氮代谢相关的细菌可以通过相关功能基因的管控,严格控制元素Fe在细胞质内的积累量,并将Fe2+与NO3--N的反应场所限定于细胞周质层中。基于原位沉积铁矿型AGS中磷元素的赋存形态分析,推断并验证了在耦合铁电解作用的AGS系统中高效的TP去除效能归因于生物化学协同除磷,主要包括三种路径,分别为聚磷菌主导的生物除磷,阳极溶出的铁离子（Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ））与PO43-共沉淀的化学除磷,以及AGS内部富含的铁氧化物对PO43-的吸附除磷。
马鑫欣[2]（2021）在《典型药物胁迫下不同粒径好氧颗粒污泥微观响应机制研究》文中研究说明与传统活性污泥工艺相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有相对密实的微观结构,良好的沉降性能、高生物量的保留率和丰富的微生物种群等优点,因此AGS表现出良好的污染物去除效率和毒性耐受能力,在污水处理领域得到广泛关注。然而AGS的形成机制不明确以及长期运行条件下系统的稳定性难以维持等问题一直制约着AGS技术的推广和应用。粒径是AGS生长过程最显着的变化特征之一,是AGS宏观结构与其微观性质之间的重要联系。在微生物生长繁殖的过程中,不同的胁迫条件可以使微生物做出不同的应激性行为,进而改变AGS内部的微生物种群功能和AGS的外观形态结构。本文通过在进水中分别添加四环素和地塞米松这两种不同类型的药物来培养AGS,以不同粒径成熟的AGS为考察对象,研究在不同药物的胁迫条件下成熟AGS的物化特性、微生物种群的变化,并结合AGS中发挥关键性作用的两个因素:胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）和微生物群感效应,来探究AGS粒径变化的调控因子,进一步理解AGS的维稳机制。这将有助于筛选不同污水环境下粒径适宜的AGS,为维持AGS系统在实际污水处理中的稳定运行提供理论基础和实践参考。论文得到如下研究结果:（1）无药物胁迫条件下培养的AGS,总EPS在0.6-1 mm和3-4 mm的AGS中含量较高,TB-EPS中的蛋白质含量占EPS总含量的60%以上,是EPS的重要组成部分。粒径在0.6-1 mm的AGS中疏水性PN含量最高、PN/PS的值达到最大,有利于AGS的继续增大。大粒径AGS的SMP中含有更多的腐殖酸和富里酸,能增强AGS的吸附能力并减少有毒物质对AGS的侵害,有利于环境中污染物的去除。C4-HSL和C6-HSL趋向于促进大粒径AGS的形成,而C8-HSL则促进了大粒径AGS的稳定,可以影响AGS粒径的分布。（2）四环素胁迫条件能够加快AGS的形成速度,粒径为3-4 mm的AGS的PN含量最高且颗粒结构最稳定,PN/PS高达9.93。四环素的胁迫可以刺激AGS中C6-HSL的分泌,C8-HSL可以调控四环素胁迫下AGS的粒径。信号分子产生菌Zoogloea、Arcobacter、Acidovorax随着AGS粒径的增加菌群相对丰度增大,可能是C8-HSL的主要分泌菌。四环素影响了信号分子对亲疏水性EPS中PN、PS的调控,TPIA-PN、TPIA-PS、TPIN-PN、HPI-PS对四环素的刺激具有良好的响应能力,同时粒径与TPIA-PS有较强的相关性,推测该反应器中TPIA-PS的存在有助于AGS粒径的增大。四环素胁迫下形成的AGS中有860个蛋白质参与抗生素生物合成代谢通路的调控,反映出四环素药物对AGS中的微生物已经产生了持久的选择压,强化了AGS对四环素的耐药性。与应激功能相关的蛋白在3-4mm和大于4 mm中显着富集,与解毒功能相关的蛋白仅在3-4 mm的AGS中显着富集,说明了3-4 mm的AGS对四环素的抵抗和降解能力更强。（3）在地塞米松胁迫条件下培养的AGS粒径较小,在0.2-2 mm范围内动态变化。AGS中活性微生物的ATP浓度较低,生物威胁指数较大,地塞米松抑制了反应器中微生物的能量代谢,同时刺激了AGS中PS的分泌,影响了AGS中PS的分布。0.6-0.8 mm的AGS的EPS中脯氨酸和色氨酸类蛋白的占比高于其他几组AGS,对不良环境的抵抗作用更强。在该反应器中3OC8-HSL、C8-HSL共同参与了粒径的调控,地塞米松强化了3OC8-HSL发挥粒径调控功能。Lampropedia可以大量存在于四环素以及地塞米松胁迫下所培养的AGS中,能够有效抵抗药物的胁迫。地塞米松激发了AGS中ABC转运蛋白和群体感应相关蛋白的活性,强化了系统中微生物的交流,进而调控地塞米松胁迫应激机制,缓解了地塞米松对AGS造成的危害。
吴正杰[3]（2021）在《一种复合药剂对厌氧反应器启动及稳定运行的影响》文中研究指明随着国家经济的发展,生活污水和工业废水的排放量与日俱增,污水处理行业面临着巨大的挑战。厌氧处理作为污水处理中的一个关键环节,对整个污水处理效果的影响重大。但由于厌氧反应器对环境因素较为敏感,使厌氧反应器应用于实际工程中仍存在一些问题。如厌氧反应器启动时间长,运行过程中容易受水质水量波动的影响,造成厌氧处理效果不稳定等。为了加快厌氧反应器快速启动、提高反应器稳定性,本论文自主研发一种复合药剂,研究了该复合药剂对厌氧反应器的快速启动的影响,及高负荷、水质改变等因素的冲击下的反应器稳定性,并进一步探明复合药剂不同成分的作用等,结果表明:（1）复合药剂可加快厌氧反应器的启动时间。在本研究中,厌氧反应器达到设计负荷23.7kgCOD·（m3·d）-1的启动时间,由未投加复合药剂的52d缩短到40d,启动时间加快12d。（2）在整个启动过程中,投加复合药剂的反应器的各项指标更有利于厌氧微生物的生长,如VFA浓度和ORP始终低于未投加药剂的反应器,pH波动较小等。（3）复合药剂可促进厌氧污泥的颗粒化及提高颗粒污泥的沉降性能。经过50d启动运行,投加和未投加复合药剂的反应器均成功培养出颗粒污泥,但是颗粒污泥的粒径和沉降速度有所差异,如粒径大于0.2mm的颗粒污泥占比分别为86%和77.5%,最快沉降速度分别为125 m·h-1和105 m·h-1。（4）在高负荷冲击下,复合药剂可提高厌氧反应器稳定性。在设计负荷23.7 kg COD·（m3·d）-1的基础上,将负荷提升至35.5 kgCOD·（m3.d）-1和46kgCOD·（m3·d）-1,研究高负荷冲击下复合药剂的效果。结果发现,在35.5 kgCOD·（m3·d）-1负荷下,仅未投加复合药剂的反应器,COD去除率受到一定程度的抑制。当负荷进一步提升至46 kgCOD·（m3·d）-1时,前期两个反应器COD去除率均受有所下降,但经过一段时间运行,投加药剂反应器COD去除率开始逐渐恢复,而未投加药剂反应器COD去除率持续下降。此外,表明在高负荷冲击下投加复合药剂,可提高反应器的稳定性。（5）当水质改变时,投加复合药剂的反应器仍保持较高的稳定性。（6）复合药剂可提高厌氧反应器抗酸化能力。如复合药剂可延缓厌氧反应器的酸化进程,以及对已酸化厌氧的反应器恢复有促进作用。（7）复合药剂主要成分微量元素组合和天然物质组合,均可提高厌氧反应器的稳定性。
房安然[4]（2021）在《厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制》文中进行了进一步梳理随着水体富营养化等污染现象的加剧和我国污水排放标准的日益严格,污水处理中氮污染物的深度去除需求愈发迫切。厌氧氨氧化（Anaerobic ammonia oxidation,Anammox）由于其高效脱氮和低能耗等优势具备广阔的应用前景,但受限于Anammox细菌的缓慢繁殖速度,富集速度仍是自养生物脱氮领域中的瓶颈问题;同时,利用多种分子生物学手段阐明群落结构演替规律,多角度全面揭示微生物群落的代谢规律和途径,实现高效自养脱氮菌群的构建和优化,对于Anammox的工程应用具有重要的理论价值;Anammox细菌不可被纯培养,对Anammox工艺中功能细菌的研究均停留在混菌阶段,对于其代谢途径和机理的研究只能通过宏基因组的数据进行推测。通过解析Anammox纯菌基因组而重构的代谢通路对于实现Anammox的广泛应用具有极高的理论价值。针对目前Anammox细菌富集慢的问题,设计了新型的内循环固定化反应器（Internal circulation immobilized blanket,ICIB）,开发了时序固定化颗粒污泥法（Sequential immobilization and granulation approach,SIGA）,以活性污泥为接种物快速富集得到了Anammox生物膜和颗粒。应用SIGA策略在280天内接种活性污泥成功启动了Anammox工艺。其中载体预富集100天,Anammox细菌的相对丰度达到4.0～5.0%。将载体生物膜接种至ICIB反应器运行180天,ICIB反应器的氮去除率为1.11 kg·N/（m3·d）。基于16S r RNA基因的Illumina Hi Seq测序表明,ICIB反应器中生物膜上的Anammox细菌（Candidatus Kuenenia,Candidatus Brocadia和Candidatus Jettenia）的相对丰度达到42.5～50.6%,颗粒污泥中则达到45.3～47.1%。这表明,在一个ICIB反应器中同时形成了高丰度Anammox细菌的颗粒污泥和生物膜。Anammox生物膜的存在和内部循环促进了Anammox颗粒污泥的形成,在合适的水力剪切条件下,从载体生物膜上逸出的游离Anammox细胞提供了可以形成Anammox颗粒的亲本细胞。这项研究为使用基于ICIB和SIGA的活性污泥接种物快速启动厌氧氨氧化提供了新的策略。利用多组学技术系统解析了Anammox群落结构变化规律和其脱氮代谢机制。在180天内启动了一个Anammox反应器,总氮去除效率达到92.2%,氮去除负荷（Nitrogen removal rate,NRR）达到1.21 kg·N/（m3·d）。16S r RNA基因Illumina测序结果证实群落中优势菌属为Candidatus Kuenenia（33.0±1.6%）和SM1A02（28.1±0.6%）,相对丰度与荧光原位杂交（FISH）分析结果一致;基于16S r RNA全长基因的Pac Bio SMRT测序对优势种群进行了种水平的鉴定,确定富集的Anammox细菌为Candidatus Kuenenia stuttgartiensis（17.7±2.7%）,与二代测序相比相对丰度略低;宏基因组学测序检测出ICIB反应器中微生物群落的主导菌群为Candidatus Kuenenia（7.9±0.2%）,无论是群落结构还是相对丰度均与FISH结果相差很大。另一方面基于宏基因组的结果对Anammox的相关功能基因进行了鉴定和分析,解析了Candidatus Kuenenia可能具有固氮潜力。比较得知二代测序最适宜Anammox细菌的丰度检测,宏基因组测序则可以提供基因代谢功能分析。启动了短程硝化-厌氧氨氧化耦合工艺,并从中获取了Anammox纯细菌的单细胞水平样品,揭示并重构了Anammox细菌的代谢通路。在150天内成功启动短程硝化SBR反应器,总氮去除率超过90%,出水中亚硝酸盐和硝酸盐浓度均低于5 mg/L。基于16S r RNA基因的群落结构分析表明,短程硝化颗粒污泥细菌群落中以AOB Nitrosomonas（5.9%）为主,古菌群落中AOA始终占据主导地位,启动后的主导菌群变成了AOA古菌Candidatus Nitrosotenuis（31.3%）;开发了基于拉曼光谱聚类的单细胞分选技术,成功获取Candidatus Kuenenia stuttgartiensis细胞的纯菌生物样品及其拉曼特征光谱;对Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的碳、氮、呼吸链等代谢通路进行了解析,并首次发现了Candidatus Kuenenia stuttgartiensis具有EMP代谢途径。本课题开发了厌氧氨氧化工艺快速启动的新方法,揭示了Anammox微生物种群互作机制,重构了Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的基因草图,为Anammox的实际应用提供了重要的理论依据和技术参照。
万佳铭[5]（2021）在《一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究》文中认为近年来,一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺（PN-A）因其高效低耗的特点而受到国内外学者的广泛关注。该工艺已成功应用于处理高氨氮浓度废水。但对于中低浓度废水的处理大多数停留在实验室或者中试阶段,实际工程应用等报道较少。并且由于厌氧氨氧化菌（Anammox Bacteria,AnAOB）生长缓慢,PN-A反应器的启动缓慢。本文针对中低氨氮浓度的PN-A工艺的启动和稳定运行展开研究。本实验采用序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor,SBR）反应器培养耦合污泥,通过在实现了中低浓度短程硝化的反应器中接种具有高效能力的厌氧氨氧化颗粒污泥,形成好氧氨氧化菌（Ammonia Oxidation Bacteria,AOB）与AnAOB耦合系统,维持系统的稳定性,按照完全硝化→高负荷短程硝化→中低负荷短程硝化→一段式短程硝化-厌氧氨氧化启动的运行方式,能够较快地启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化反应器,并且稳定运行90天。主要结论如下:（1）硝化反应器启动阶段,投加2.5 L的悬浮塑料填料,通过7 d的运行,硝化反应成功启动,进水NH4+-N浓度为100 mg/L、温度为30～32℃,保持水力停留时间（HRT）在6h,氨氮去除效果较好,NH4+-N的去除率迅速提升至99%,氨氮去除负荷为0.2kg N/（m3·d）左右。出水NO3--N浓度在20～30mg/L之间,亚硝酸盐累积率较低,说明反应器内的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）仍然具有较高的活性。需要在后续运行过程,继续抑制NOB的生长,以利于短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应的实现。在本阶段溶解氧浓度较高,导致反应器内的NOB活性较高。在后续实验中,将通过提高进水氨氮的负荷,来提高溶解氧的消耗速率,在相同充氧能力条件下,可以降低溶解氧浓度,提高对NOB的抑制。（2）在硝化反应器成功启动后,保持反应器HRT不变,进水氨氮浓度呈梯度上升。在高浓度短程硝化反应启动阶段,实现了进水氨氮负荷（NLR）1.9kgN/（m3·d）条件下,短程硝化率为77.31%,氨氮去除率稳定在90%左右。大部分污泥呈絮状分布,絮体污泥颗粒化较少,污泥颗粒较小,呈现出高度不规则形状,絮状污泥呈深褐色。污泥的粒径分布没有明显的规律,从最小0.35～1.5 μm粒径的污泥絮体到最大250 μm粒径左右的微生物聚集体。但是进水氨氮浓度较高（952.87mg/L）,溶解氧浓度也较高,不能满足中低浓度条件下短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动。需要在中低浓度条件下,实现短程硝化,并且进一步降低溶解氧浓度,以满足短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动的需要。（3）中低浓度短程硝化反应器启动阶段,从硝化反应器中接种0.5 L实现了高浓度短程硝化的絮体污泥,投加700mL的悬浮塑料填料,实验控制进水基质浓度和降低溶解氧浓度两种方式经过60天的运行,进行了进水NH4+-N浓度最低为112.01 mg/L条件下的短程硝化,短程硝化率为79.78%,NLR为224.02 gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化;在溶解氧浓度为0.8 mg/L条件下,仍然能够实现0.45 kgN/（m3 d）左右的氨氮去除负荷;AOB的活性增加至1.643 kgN/（m3·dMLVSS）,而NOB活性基本维持稳定在 0.0712 kgN/（m3·dMLVSS）～0.0833 kgN/（m3·dMLVSS）。AOB 活性远远大于NOB活性,NOB菌的活性受到抑制,反应器已经具备中低浓度条件下启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器的条件。中低浓度短程硝化反应器启动初期混合液悬浮固体（MLSS）为1.31 g/L,挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）为0.59 g/L,MLVSS/MLSS为0.45,反应器运行结束时,MLSS为1.33 g/L,MLVSS 为 0.71g/L,MLVSS/MLSS 为 0.53。（4）在中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动和运行阶段,启动初期,在短程硝化反应器中接种0.2L厌氧氨氧化颗粒污泥,氨氮去除率波动较大,这可能是由于接种污泥培养环境的改变,在低溶解氧和低进水基质浓度条件下,短程硝化反应受到严重抑制,AOB和AnAOB的活性得不到充分的利用。提高耦合反应器内溶解氧后,AOB活性迅速恢复,实验经过110天的运行,进行了进水浓度为100mg/L左右、HRT为8h的条件下的短程硝化-厌氧氨氧化,NLR为120～160gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化-厌氧氨氧化;持续降低溶解氧浓度,在溶解氧浓度为0.22 mg/L条件下,仍然能够实现93%左右的氨氮去除率,TN去除率缓慢增加至80%左右,短程硝化和厌氧氨氧化协同作用;AOB活性在1.216 kgN/（m3·dMLVSS）,NOB活性基本维持稳定在 0.0714 kgN/（m3·dMLVSS）,反硝化细菌（Denitrifying Bacteria,DNB）活性在 0.0756 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 活性在 0.4032 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 只有在缺氧条件下才表现出活性,在好氧条件下并不具有活性。反应器成功实现了中低浓度条件下启动短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器。在耦合反应器启动初期MLSS为1.33 g/L,MLVSS为0.71 g/L,MLVSS/MLSS为0.53,最终反应器 MLSS 为 2.09 g/L、MLVSS 为 1.51 g/L、MLVSS/MLSS 为 0.72,反应器内生物量有所增加。
侯怡文[6]（2021）在《菌藻共生颗粒污泥形成过程中的群体感应效应及微生物群落演替规律》文中进行了进一步梳理近几年,微藻技术与好氧颗粒污泥工艺结合处理污水的方案备受关注。菌藻共生颗粒污泥因其结构密实、沉降性优良等特点成为废水处理的新型工艺。目前的研究主要是围绕菌藻共生颗粒污泥的形成展开,而关于不同类型碳源对菌藻共生颗粒污泥形成的影响尚未得到关注。针对此现状,本文对比两种类型碳源（葡萄糖与乙酸钠;淀粉与乙酸钠。COD占比均为1:1）条件下菌藻共生颗粒污泥的形成特性、对污染物的去除效果、群体感应效应及微生物群落演替规律,明确完全溶解性碳源、由溶解性碳源与颗粒性碳源组成的混合碳源分别对菌藻共生颗粒污泥形成产生的影响,结果如下:（1）溶解性碳源和混合碳源均成功培养出菌藻共生颗粒污泥,两组成熟期颗粒污泥的平均粒径分别增长至335.3与357.6μm,污泥体积指数(SVI30)分别稳定在33与21 m L/g,混合液悬浮固体浓度（MLSS）均增长至4.70 g/L。SVI30/SVI5比值显示淀粉有利于污泥更早地完成颗粒化进程,但比耗氧速率（SOUR）显示溶解性碳源培养的菌藻共生颗粒污泥在成熟期具有更强的有机物代谢活性。测定污泥分泌的胞外聚合物（EPS）组分时发现,LB-EPS在颗粒形成中起主要作用,蛋白对污泥颗粒化的作用比多糖更明显。（2）对比发现,两组反应器对COD的去除率均稳定在96%以上,对氨氮的去除率均高于85%,因此溶解性碳源与混合碳源培养出的菌藻共生颗粒污泥均能较好地去除有机物与氨氮。但是,两组反应器对总氮的去除率分别在87%与61%波动,对总磷的去除率分别为90%与33.91%。因此溶解性碳源可能更有利于菌藻共生颗粒污泥脱氮除磷。（3）实验发现,两组反应器的污泥相中关键AHLs类信号分子包括3-oxo-C8-HSL、C8-HSL、C6-HSL、C10-HSL、3-oxo-C14-HSL和3-oxo-C12-HSL。相关性分析发现,C8-HSL与C6-HSL可以促进微生物代谢,3-oxo-C14-HSL有利于蛋白的分泌且在溶解性碳源条件下作用更强。水相中关键AHLs类信号分子包括3-oxo-C8-HSL、C8-HSL、C10-HSL、C4-HSL、C6-HSL和3-oxo-C14-HSL。统计学分析发现,溶解性碳源环境下,C8-HSL、3-oxo-C14-HSL与污泥特性具有更显着的耦合关系;混合碳源环境下,C10-HSL、C4-HSL、C6-HSL与蛋白（LB-EPS）、粒径及MLSS的相关性更显着。（4）通过分析初始污泥、形成期及成熟期的菌藻共生颗粒污泥中微生物群落结构,发现两组反应器的菌群演替规律相似但微藻存在明显差异。两组污泥的优势菌门是变形菌门（Proteobacteria）,优势菌纲为γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）,优势菌属从不动杆菌属（Acinetobacter）转变成形成期的陶厄菌属（Thauera）和成熟期的聚塑料菌属（Plasticicumulans）。溶解性碳源环境下,优势藻纲由形成期的圆筛藻纲（Coscinodiscophyceae）和黄群藻纲（Synurophyceae）转变为成熟期的硅藻纲（Bacillariophyceae）和金藻纲（Chrysophyceae）,优势藻属由棕鞭藻属（Ochromonas）转变为菱形藻属（Nitzschia）和Ochromonas。混合碳源环境下,优势藻纲由绿藻纲（Chlorophyceae）与Bacillariophyceae转变为Chlorophyceae,优势藻属由Nitzschia转变为衣藻属（Chlamydomonas）。（5）在纲和属的水平下分析菌藻共生颗粒污泥形成过程中微生物群落与污泥颗粒化及群体感应的关联特性,发现溶解性碳源环境下,Gammaproteobacteria、拟杆菌纲（Bacteroidia）、Chrysophyceae、石莼纲（Ulvophyceae）及Plasticicumulans、Nitzschia可以促进污泥颗粒化,Gammaproteobacteria、Bacillariophyceae及Plasticicumulans有利于泥相中3-oxo-C8-HSL的分泌,Thauera与Chlamydomonas分别有助于泥相中C10-HSL、3-oxo-C14-HSL的增多,Bacteroidia、Deltaproteobacteria、OM190、Chlorophyceae、Coscinodiscophyceae及Zoogloea与Chlamydomonas有助于水相中关键信号分子的分泌。混合碳源环境下,α-变形菌纲（Alphaproteobacteria）、绿藻纲（Chlorophyceae）与Chlamydomonas可以提升污泥特性,Bacteroidia、Deltaproteobacteria、OM190、Bacillariophyceae、Coscinodiscophyceae及Thauera、Nitzschia、Cholrella对泥相中关键信号分子、水相中C8-HSL、C10-HSL、C4-HSL、C6-HSL、3-oxo-C14-HSL的分泌有显着帮助。
林昱昕[7]（2021）在《絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟》文中进行了进一步梳理好氧颗粒污泥受溶解氧传质阻力的影响,由表及里可以形成好氧、缺氧、厌氧不同的分区,保障颗粒污泥微生物群落组成的多样性,可以实现同步除碳和脱氮除磷功能,成为水处理领域的热点。但好氧颗粒污泥启动时间较长、运行稳定性较差,制约了其在实际水处理中的应用和推广。本文在好氧颗粒污泥系统中引入铁盐絮凝剂,构建耦合系统,研究氯化铁的絮凝能力对污泥的颗粒化进程的影响,考察该系统耦合化学和生物除磷对高磷废水的处理效能,同时建立数学模型对反应器规模的絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统模拟预测,得到研究成果如下:（1）在培养好氧颗粒污泥的初期短期投加氯化铁,颗粒成熟启动时间有效缩短9天,由微观形态看出形成的颗粒致密,结构稳定。絮凝剂的投加使MLSS保持在约5.26 g/L,污泥沉降性能明显提高,Zeta电位绝对值明显降低;刺激TB-EPS的分泌,蛋白质和多糖成分增加,加速触发颗粒的形成;改变了微生物群落菌属结构,新菌属如Thauera的出现增强了处理性能和促进絮凝体聚集,COD、PO43--P和NH4+-N去除效率分别稳定在94.24%、62.37%和71.27%。由此得出,氯化铁耦合好氧成粒过程是一个理化效应与生化效应的耦合过程,是一种有效的强化好氧造粒方法。（2）以模拟高磷废水为研究对象,运行絮凝剂耦合好氧颗粒污泥反应器（AGS-SBR）,在36天内颗粒污泥平均粒径达1 mm以上。前置厌氧段以强化改善除磷微生物群落结构。投加氯化铁后,除磷效率上比对照反应器提高了92.80%。与此同时,COD、NH4+-N的处理能力略有增强。氯化铁不仅刺激LB-EPS、TB-EPS中多糖和蛋白质的分泌,还使EPS中有机物化学成分发生变化,加速触发颗粒的形成。由此得出,絮凝剂会与颗粒污泥微生物产生协同作用,除了能促进造粒外,也能辅助高效去除高磷废水中的无机磷酸盐。该耦合工艺在保障除磷功能微生物如Aeromonas、Pseudomonas菌属良好活性的前提下,利于工业废水中磷资源的后续回收,有望保证工业废水排放标准需求。（3）在前述实验研究成果基础之上,以ASM2D模型为模型框架,结合扩散-传质理论,利用Matlab自编厌氧-好氧颗粒污泥工艺模拟程序。对灵敏度较高的动力学参数和化学计量系数即和(4进行校正,使校正后的模型较好地符合实验数据,可以描述工艺运行过程。将其作为控制的有效工具,预测不同工况下絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统中的生化过程。
查敏超[8]（2020）在《藻菌颗粒污泥的强化培养及其特性研究》文中研究表明藻菌颗粒污泥（ABGS）是一种新型藻菌共生系统,具有优异的沉降性能、高效的脱氮除磷能力、较高的附加值等优点,解决了微藻收集困难、藻菌固定化不稳定等问题,有望减少污水处理系统的曝气能耗,是一种具有广阔应用前景的污水处理策略。然而目前人们对于ABGS的培养过程和特性还认识不足,也缺乏使用ABGS产氧替代人工曝气的尝试,这些因素严重阻碍了 ABGS的实际应用进程。本论文重点研究了 ABGS的培养过程和颗粒性能,同时对ABGS在低曝气量下的应用进行了实验室规模的尝试。旨在探究ABGS的快速稳定颗粒化的方法和机制,并对ABGS的实际应用提供一定的参考。主要研究内容和结论如下:（1）提出了外加微藻和活性污泥共培养强化ABGS颗粒化的方法,在较低温度（12±4℃）下培养出了性能优异、稳定性强的藻菌颗粒污泥,并通过与同期培养的常规好氧颗粒污泥（AGS）进行了比较。ABGS的形成过程和常规好氧颗粒污泥形成过程相似,其颗粒化进程需要群体感应的激活和胞外聚合物对微生物的粘结。接种时藻类含量的多少对颗粒的形成过程及颗粒性质具有一定的影响,藻类生物量的不足会延长正常颗粒化所需的时间并导致系统去污效率偏低;较多的藻类有利于ABGS的正常形成和良好去污性能。相对常规AGS,ABGS的粒径和沉降速度较小,颗粒表面疏水性较低,但是其密度和生物活性相对较高。（2）提出了外加低强度磁场加速ABGS颗粒化的培养方法。实验结果显示,外加低强度磁场提高了污泥浓度、密度及其去污效率,促进了胞外聚合物的分泌。外加低强度磁场加速颗粒化的原因在于:低强度磁场提高了反应器的藻类生长速率,从而加速了 ABGS的形成;低强度磁场富集的无机离子如铁离子等可以加速晶核的形成,也有利于胞外聚合物中的离子架桥作用,从而加速了 ABGS的形成。作为一种简便经济的藻菌共生颗粒的培养方法,外加磁场加速ABGS的形成对ABGS的实际应用具有积极意义。（3）考察了低曝气和无曝气条件下ABGS的性能。曝气量由2 L/min降低至0.2 L/min后,ABGS能维持高效的去污性能（COD、NH4+-N和TP维持90%左右去除率）和稳定的颗粒形态;而传统AGS的N、P去除效率下降,其疏水性也有所下降,由此可见ABGS系统更加适应较低的曝气量。通过对溶解氧浓度、比耗氧速率和比产氧速率的监测,发现ABGS系统产生了足够氧气,维持了系统的稳定高效。当ABGS置于无曝气光照震荡箱中时,在经过一定的适应期后具备可观的去污性能,不过难以克服的问题是藻类不再完全附着在颗粒表面生长,导致出水中存在悬浮藻类。
张露予[9]（2020）在《基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究》文中认为菌藻颗粒污泥系统（ABGS）是一种基于菌藻共生体系进行污染物降解的新型污水处理技术。相较于传统污水处理工艺,ABGS系统通过将细菌与微藻结合成颗粒状,提高污水有机污染物降解效能,增强脱氮除磷能力,并实现系统长久稳定运行,是解决日益严峻的水体富营养化问题的最有效途径之一。本研究构建了基于菌藻颗粒污泥的ABGS污水处理系统,通过优化条件控制参数实现反应体系长期稳定运行与污染物高效降解,应用ASM3仿真技术解析菌藻颗粒污泥微观结构,并深入挖掘解析ABGS颗粒化过程与高效脱氮潜在机制,为推动ABGS污水处理系统的理论研究发展及实际工程应用奠定基础。通过DO、沉降时间等关键控制参数对ABGS反应器快速启动及稳定运行优化,研究发现外加光源强度为5000lux、菌藻接种比5:1（w/w）、反应器单周期沉降时间5min、DO浓度为0.3L/min时为ABGS反应器快速启动及稳定运行的最适条件,菌藻颗粒污泥迅速形成,颗粒化程度达到71.6%。比较了R1（小球藻与栅藻接种）、R2（单小球藻接种）、R3（纯污泥ABS系统）不同微藻接种反应器运行过程中污泥颗粒化程度与污染物去除效能,结果表明R1反应器具有最优的污染物去除效能,R1系统TN去除率达到82.28%,优于R2（78.04%）和R3（61.17%）,且TN去除主要发生在周期前60分钟和后半小时内,COD主要在前90分钟时被去除,TP去除贯穿整个反应周期,TP去除率分别为81.33%（R1）、78.90%（R2）、26.53%（R3）。在R1系统内表现出最优的污泥颗粒化程度,R1中SV10/SV30达到最大值为87.28%（R1）,分别比R2和R3高4.82%和19.18%;运行85天时,R1系统中污泥颗粒平均粒径达到最大值,为1.695mm,大于1.247mm（R2）、0.903mm（R3）。R1和R2长期运行系统更稳定,R1反应系统MLVSS/MLSS平均值为63.74%,和R2反应系统的比值（62.96%）相差不大,高于R3反应系统（55.86%）;R1系统叶绿素浓度大于R2,SOD和CAT酶活性为12.29U/mgprot和15.95U/mgprot,低于R2系统,说明R1系统稳定性高于R3。基于ASM3仿真技术建立ABGS系统模型,实现了对氮去除和微生物分布的动态模拟监测,为氮去除和颗粒化机制解析提供思路。对ABGS模型进行灵敏度分析后结果显示,对模拟结果具有相对较大影响的参数分别为以下五种:好氧氨氧化菌产率系数（YAOB）、厌氧氨氧化菌的最大生长速率（uAn AOB）、厌氧氨氧化菌的衰减速率（bAn AOB）、好氧氨氧化菌的最大生长速率（uAOB）和藻类生物量的最大生长速率（uA）。通过在模型中对上述五种参数不断的进行调整校核,最终使得NH4+-N的实测值与模拟值的误差由0.55～12.26mg N/L减小为-0.31mg N/L～9.72mg N/L,NO2--N的误差减由原来的0.48～7.04mg N/L减小为-0.13mg N/L～1.73mg N/L。利用240min短周期内的实测数据来对模型参数灵敏度分析与校核的效果进行了验证。结果表明,三种含氮物质的模拟值与实测值都较为接近,最大相对误差的绝对值不超过40%。对灵敏度分析后对颗粒污泥生物群落分布与数量分析后发现好氧菌和厌氧菌分别分布在菌藻颗粒污泥外层与内层,好氧氨氧化菌XAOB、XNOB与微藻类生物量XA为ABGS系统的优势菌属。通过对ABGS系统的氮分布、氮平衡分析和系统微生物群落分析,辅助模型动态模拟数据,提出了基于群体感应菌藻污泥颗粒系统对氮去除和颗粒化的潜在作用机制。EPS为QS的重要载体,在颗粒形成和污染物去除过程中起关键性作用。R1系统中EPS浓度为81.074mg/g VSS,高于R2系统（76.884mg/g VSS）和R3系统（67.814mg/g VSS）,且PN/PS的比例稳定地从1.37增加到4.50,高于R2（1.51到3.86）和R3（1.41到3.16）结果表明R1和R2污泥相中LB-EPS向上清液中促进氮去除SMP的转化程度略高于R3,平均浓度分别为0.284mg/L（R1）、0.266（R2）、0.221（R3）。ABGS系统污染物高效降解特征群落主要包括Uncultured Eukaryote、Chaetothyriales sp.与Cercozoa sp、Fungus、Cupriavidus sp、Rhodospirillales、Arenimonas sp等;微藻的接种显着提高了反应器内微生物群落的丰富度,促进氮磷去除相关菌属生物量的增长,提高ABGS的氮去除和颗粒化效率;混藻接种相对于单藻接种,微生物群落均一性更强,HES指数更高,进一步强化系统污染物降解效率与环境抵抗力。R1系统中微生物同化作用、反硝化作用等相较于R2与R3系统分别提高1.58%、1.69%和19.08%、10.67%。根据颗粒状态和系统稳定性,颗粒化进程可被分为滞后期、造粒期、稳定期、衰亡期;滞后期内,水力剪切力作用增加了污泥絮团之间的碰撞几率,使污泥絮团相互结合形成大量小尺寸污泥团粒结构。系统中等特征菌群的存在对污泥细胞EPS的产生有促进作用,能加速污泥絮团的结合。微藻在获取废水中氮元素时,优先选择吸收氨氮和硝酸盐,这一特性使得微藻在养分需求的驱动下趋于吸附在污泥絮团上,但这种吸附结合的稳定性相对较差。进入造粒期,随着微藻在污泥絮团上不断附着,菌藻颗粒尺寸开始增大,水力剪切力和EPS的作用不断对颗粒结构进行压缩,使得菌藻颗粒结构逐渐稳定,形成分层结构,直至达到稳定期。微藻细胞附着在颗粒外层,依靠颗粒外层较大的比表面积吸收更多光能,促进自身生长增殖,在强化对外界氮同化作用的同时,提高颗粒外层DO浓度值;颗粒内部逐渐形成厌氧微环境,强化包括内源反硝化在内的反硝化过程;在系统衰变期。颗粒出现空腔结构,系统稳定性变差。综上所述,本研究通过构建基于菌藻共生体系的长效稳定的ABGS系统,实现对碳氮磷营养元素的高效吸收降解和系统动态模拟,为生物水处理技术发展提供一定的理论基础与技术支持,同时对ABGS系统的工程应用具有重要意义。
周鹏[10]（2020）在《低温条件下低强度超声波对ANAMMOX活性的影响》文中研究说明厌氧氨氧化工艺是一种新型低能耗、高效、经济的生物化学脱氮工艺技术。然而厌氧氨氧化菌对环境敏感度高、世代时间长,致使厌氧氨氧化工艺启动的周期过长,运行稳定性低,导致其应用滞缓。低强度超声处理技术可以改变微生物结构及组分、增加酶活力、加速细胞生长,已经在微生物领域广泛应用。本试验通过UASB反应器使用接种成熟污泥快速启动厌氧氨氧化反应器,通过提高进水基质浓度和减小水力停留时间来增大反应器的容积负荷。最后采取逐渐降温的方式使其在15℃的低温条件。通过批式试验,使用不同参数的低强度超声波对污泥进行处理探究污泥的活性、沉降性能、胞外聚合物、粒径大小等多方面因素,最后通过响应曲面法优化得到最佳超声参数。采用得到的最佳超声参数进行了长达80天的连续流实验探究污泥的活性、沉降性能、胞外聚合物、粒径大小等因素,最后探究了超声处理影响能持续的时间,确定了最佳超声间隔。也提出了适应于不同阶段厌氧氨氧化污泥的最佳超声处理参数、处理周期的试验计算方法。论文取得了一些创新性的实验结果,主要包括:（1）动态连续流试验发现,在低温15℃下,各形态氮的去除大幅降低,其中氨氮的去除率为65%,亚硝态氮的去除率为80%,TN去除率为70%。颗粒污泥的含水率逐渐变小;颗粒污泥的沉降能力也由46.57m·h-1降到39.6m·h-1;絮凝性也明显变差。污泥的胞外聚合物EPS含量有所增加,污泥的粒径增大。（2）低温15℃条件下,适当的超声强度可以激活厌氧氨氧化活性,超声时间也可以激活厌氧氨氧化菌活性,过高强度的超声或者是处理时间过长会抑制厌氧氨氧化活性;低温下超声强度与超声时间的合适组合会加快厌氧氨氧化反应。而过量的辐照会引起细胞的损伤。通过响应曲面法,超声功率为0.35w/cm2、超声时间4min时污泥的SAA为77g/g VSS/d反应周期内活性较未处理时提高了49%,并提出了确定最佳超声参数的方法。（3）第一次连续实验仅仅维持了30d。超声波对反应器起了副作用。总结原因发现了超声处理周期的重要性,给出了测算最佳周期的方法。在最佳周期选为6d时进行长达80d的连续流实验。R1和R2的亚硝酸氮去除率分别达到89.0%和92.3%,氨氮去除率分别达到90.0%和93.3%。过程中EPS含量逐渐增多,SVI增大沉降性能下降,污泥粒径变大,但是整个反应器的脱氮效能确有提高。总之本次实验探究中,合适参数的低强度超声波提高了低温下（15℃）ANAMMOX的活性。
二、废水处理中污泥颗粒化及生物附着化作用研究（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、废水处理中污泥颗粒化及生物附着化作用研究（论文提纲范文）
（1）铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的理化特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的氮磷去除机制 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术的应用现状与发展瓶颈 |
| 1.3 铁电解及其在生物法污水处理系统的应用研究 |
| 1.3.1 铁电解作用的基本原理 |
| 1.3.2 铁电解应用于活性污泥系统的研究现状 |
| 1.3.3 铁电解应用于人工湿地系统的研究现状 |
| 1.3.4 电/铁在颗粒污泥形成中的调控作用 |
| 1.4 AGS技术中亟待解决的科学问题与本研究课题的提出 |
| 1.4.1 AGS技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.4.2 本论文研究课题的提出 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作运行 |
| 2.1.1 反应器装置的搭建 |
| 2.1.2 实验设计与反应器的操作运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定 |
| 2.3.2 EPS的分级提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 污泥内无机组分分析 |
| 2.3.5 颗粒污泥的形态与结构分析 |
| 2.4 机理验证性实验 |
| 2.4.1 活性污泥的铁氧化物调理实验 |
| 2.4.2 颗粒污泥的离体摇瓶实验 |
| 2.5 分子生物学实验 |
| 2.5.1 微生物多样性测序与分析 |
| 2.5.2 应用FISH技术原位检测功能菌群 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 耦合铁电解作用的AGS系统构建与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁电解对AGS形成的强化作用 |
| 3.2.1 反应器运行效能分析 |
| 3.2.2 污泥中EPS组分的层级研究 |
| 3.2.3 成熟AGS的形态与结构特征 |
| 3.2.4 微生物群落结构解析 |
| 3.2.5 强化AGS形成的作用机制 |
| 3.3 强化氮磷去除的耦合系统构建与运行 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 典型周期内污染物转化 |
| 3.3.3 AGS的形成及其物化特性分析 |
| 3.4 系统优化运行及其处理实际生活污水的效能 |
| 3.4.1 施加电压对污泥颗粒化过程的影响 |
| 3.4.2 施加电压对污染物去除效果的影响 |
| 3.4.3 耦合系统对实际生活污水的处理效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铁电解作用下原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 耦合铁电解与其它强化策略相比的优势分析 |
| 4.3 颗粒化过程中污泥内部各组分的变化规律 |
| 4.3.1 污泥内无机矿物组分的转变 |
| 4.3.2 污泥内EPS络合特性的变化 |
| 4.3.3 污泥内微生物群落结构的演替 |
| 4.4 原位沉积铁矿型AGS的微观形态与结构特征 |
| 4.4.1 微观形态与结构观察 |
| 4.4.2 EPS含量和组分分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构解析 |
| 4.5 基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 原位沉积铁矿型AGS的脱氮除磷机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同粒径AGS中微生物群落的分布特征 |
| 5.2.1 微生物与EPS的空间分布规律 |
| 5.2.2 细菌迁移与聚集特性分析 |
| 5.2.3 AGS中功能菌群的分布特征 |
| 5.3 细菌群落结构的演替及其环境因子 |
| 5.4 原位沉积铁矿型AGS的氮代谢机制 |
| 5.4.1 氮代谢相关的功能微生物与脱氮路径分析 |
| 5.4.2 依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径的验证 |
| 5.4.3 铁电解作用下功能基因的响应与脱氮机制解析 |
| 5.5 AGS中磷元素的赋存形态及其除磷机理 |
| 5.5.1 磷在AGS中的赋存形态分析 |
| 5.5.2 铁电解作用对生物除磷的影响 |
| 5.5.3 AGS的生物化学协同除磷机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）典型药物胁迫下不同粒径好氧颗粒污泥微观响应机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 胞外聚合物研究进展 |
| 1.3 群体感应系统概述 |
| 1.3.1 群体感应研究进展 |
| 1.3.2 群体感应与好氧颗粒污泥粒径 |
| 1.4 利用AGS处理抗生素和糖皮质激素废水的可行性 |
| 1.4.1 抗生素及激素类废水的来源和特性 |
| 1.4.2 AGS应对抗生素和糖皮质激素胁迫的特征 |
| 1.5 本课题的研究内容和技术路线 |
| 第二章 不同粒径成熟好氧颗粒污泥的特性及群感效应 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 污泥颗粒化过程中污泥的形态变化 |
| 2.3.2 AGS对污染物的去除效能 |
| 2.3.3 成熟好氧颗粒污泥粒径分级 |
| 2.3.4 不同粒径AGS中EPS变化 |
| 2.3.5 成熟AGS群体感应效应变化 |
| 2.3.6 不同粒径成熟AGS中微生物菌群分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 四环素胁迫下不同粒径AGS的性能与微观响应机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验用水 |
| 3.2.2 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污泥颗粒化过程中污泥的形态变化 |
| 3.3.2 四环素胁迫下的AGS对污染物的去除性能 |
| 3.3.3 成熟AGS粒径分级 |
| 3.3.4 不同粒径AGS中EPS的变化 |
| 3.3.5 光谱分析 |
| 3.3.6 成熟AGS中群感效应的变化 |
| 3.3.7 微生物群落分析 |
| 3.3.8 蛋白质组及代谢通路分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 地塞米松胁迫下不同粒径AGS性能与微观响应机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验用水 |
| 4.2.2 实验分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污泥颗粒化过程中污泥的形态变化 |
| 4.3.2 地塞米松胁迫下AGS对污染物的去除性能 |
| 4.3.3 AGS中ATP浓度变化 |
| 4.3.4 不同粒径AGS中EPS的特性变化 |
| 4.3.5 光谱分析 |
| 4.3.6 成熟AGS群感效应变化 |
| 4.3.7 不同粒径成熟AGS中微生物菌群分析 |
| 4.3.8 蛋白质组及代谢通路分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（3）一种复合药剂对厌氧反应器启动及稳定运行的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物处理技术原理 |
| 1.3 厌氧生物处理技术原理 |
| 1.3.1 厌氧生物处理法的优缺点 |
| 1.3.2 厌氧反应器典型工艺类型 |
| 1.4 厌氧反应器研究现状概述 |
| 1.4.1 影响快速启动及稳定运行的因素 |
| 1.4.2 颗粒污泥形成机理概述 |
| 1.4.3 微量元素应用 |
| 1.4.4 天然物质研究 |
| 1.5 课题研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验设计及检测方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.1.1 实验复合药剂 |
| 2.1.2 接种污泥种类 |
| 2.1.3 实验废水 |
| 2.2 实验室厌氧反应器 |
| 2.2.1 连续进水厌氧反应器 |
| 2.2.2 间歇进水厌氧反应器 |
| 2.3 实验试剂与仪器 |
| 2.3.1 主要实验试剂 |
| 2.3.2 主要实验仪器 |
| 2.4 主要分析项目及分析方法 |
| 第3章 连续流厌氧反应器的启动 |
| 3.1 厌氧反应器启动 |
| 3.1.1 启动方式及过程 |
| 3.1.2 容积负荷及COD去除率 |
| 3.1.3 产气量 |
| 3.1.4 VFA和ALK |
| 3.1.5 ORP |
| 3.2 颗粒污泥形成 |
| 3.2.1 颗粒污泥粒径 |
| 3.2.2 颗粒污泥沉降速度 |
| 3.2.3 VSS·TSS~(-1)值的变化 |
| 3.2.4 颗粒污泥表观特征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 连续流厌氧反应器稳定性实验 |
| 4.1 高负荷冲击 |
| 4.1.1 高负荷冲击实现方式及过程 |
| 4.1.2 容积负荷及COD去除率 |
| 4.1.3 产气量 |
| 4.1.4 VFA |
| 4.2 水质变化 |
| 4.2.1 水质变化实现方式及过程 |
| 4.2.2 COD去除率及产气量 |
| 4.3 反应器酸化及恢复 |
| 4.3.1 实现反应器酸化方式及过程 |
| 4.3.2 COD去除率 |
| 4.3.3 VFA和ALK |
| 4.3.4 pH变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 复合药剂不同成分作用 |
| 5.1 COD去除率 |
| 5.2 VFA |
| 5.3 ALK |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.2 生物脱氮技术研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 短程硝化技术 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化技术 |
| 1.3 厌氧氨氧化细菌及相关脱氮微生物菌群 |
| 1.3.1 氨氧化细菌和古菌 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化细菌 |
| 1.4 厌氧氨氧化群落结构与功能组学的研究 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化16S rRNA基因扩增子测序的应用 |
| 1.4.2 宏基因组学技术研究厌氧氨氧化群落和功能 |
| 1.4.3 单细胞组学技术 |
| 1.5 课题研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 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 自养脱氮反应器的启动策略和运行 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 时序固定化-颗粒化启动策略 |
| 2.1.3 载体预富集小试实验 |
| 2.1.4 ICIB反应器的构建与启动 |
| 2.1.5 SBR反应器的设计及启动 |
| 2.2 分析和检测方法 |
| 2.2.1 常规检测指标的测定 |
| 2.2.2 扫描电镜分析 |
| 2.2.3 荧光原位杂交 |
| 2.3 基于16S RRNA基因测序的微生物群落结构分析 |
| 2.3.1 DNA的提取和Ilumina高通量测序 |
| 2.3.2 16S rRNA基因扩增子的Pac Bio测序分析 |
| 2.4 宏基因组测序 |
| 2.4.1 Illumina测序的宏基因组组装与注释 |
| 2.4.2 基于宏基因组的Genome binning |
| 2.5 单细胞分选技术为基础的微生物群落及功能研究 |
| 2.5.1 单细胞分选和全基因组扩增 |
| 2.5.2 纯Anammox细菌样品的16S rRNA基因扩增 |
| 2.5.3 纯Anammox细菌样品的单细胞基因组测序 |
| 第3章 Anammox的快速启动策略及其群落结构变化规律的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ANAMMOX细菌预富集 |
| 3.2.1 Anammox功能微生物的载体预富集 |
| 3.2.2 载体预富集过程中的微生物群落结构分析 |
| 3.3 ANAMMOX工艺的启动及其运行效能分析 |
| 3.3.1 Anammox工艺的启动策略及流程 |
| 3.3.2 UASB反应器启动Anammox工艺的运行效能分析 |
| 3.3.3 ICIB反应器启动Anammox工艺的运行效能分析 |
| 3.3.4 ICIB反应器中微生物群落结构的动态变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于多组学解析Anammox群落演替规律及基因功能途径 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 ANAMMOX反应器的运行和污泥形态表征 |
| 4.2.1 Anammox反应器的接种和运行 |
| 4.2.2 ICIB反应器Anammox生物膜成像分析 |
| 4.2.3 ICIB反应器中生物膜的FISH检验 |
| 4.3 基于16S RRNA基因的ILLUMINA测序 |
| 4.3.1 基于Illumina平台的16S rRNA基因测序的质量控制 |
| 4.3.2 ICIB反应器中微生物群落的多样性变化 |
| 4.3.3 ICIB启动过程中微生物群落结构的演替 |
| 4.4 基于16S RRNA基因全长的PACBIO测序 |
| 4.4.1 基于PACBIO平台的16S RRNA基因测序的质量控制 |
| 4.4.2 ICIB反应器中微生物群落的多样性变化 |
| 4.4.3 三代SMRT测序下微生物群落结构在ICIB启动过程中的演替 |
| 4.5 基于宏基因组测序对ANAMMOX细菌群的检测和分析 |
| 4.5.1 宏基因组测序数据的质量控制 |
| 4.5.2 基于宏基因组测序的生物分类信息 |
| 4.5.3 基于宏基因组测序的基因信息 |
| 4.5.4 启动前后宏基因组测序中群落的功能分布 |
| 4.5.5 宏基因组测序对Anammox细菌的代谢途径解析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 短程硝化-厌氧氨氧化构建与Anammox纯菌代谢途径重构 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 短程硝化工艺的启动及运行 |
| 5.2.1 短程硝化工艺的启动过程中污泥特性变化 |
| 5.2.2 启动过程中污染物的去除效果 |
| 5.2.3 短程硝化启动过程中微生物种群结构的变化 |
| 5.3 不同曝气条件对短程硝化工艺运行的影响 |
| 5.3.1 不同曝气条件对短程硝化污泥特性的影响 |
| 5.3.2 不同曝气条件对短程硝化工艺污染物去除效果的影响 |
| 5.4 短程硝化-厌氧氨氧化耦合工艺的运行 |
| 5.4.1 短程硝化单元脱氮效果 |
| 5.4.2 Anammox单元脱氮效果 |
| 5.4.3 耦合系统总体脱氮运行效果 |
| 5.5 ANAMMOX细菌的单细胞分选及基于纯菌的代谢途径重构 |
| 5.5.1 耦合体系中Anammox纯细菌的拉曼识别 |
| 5.5.2 拉曼分选样品的微生物群落结构分析 |
| 5.5.3 Anammox细菌单细胞的拉曼光谱分析 |
| 5.5.4 Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的单细胞基因组代谢途径 |
| 5.5.5 基于单细胞基因组测序的binning分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 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 |
（5）一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体氮污染背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 污水生物脱氮新技术 |
| 1.3 基于厌氧氨氧化的脱氮技术 |
| 1.3.1 部分反硝化-厌氧氨氧化 |
| 1.3.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.4 短程硝化-厌氧氨氧化一段法处理低碳氮比污水的研究现状 |
| 1.4.1 影响短程硝化-厌氧氨氧化一体法工艺的因素 |
| 1.4.2 低碳氮比、低氨氮污水治理研究现状 |
| 1.4.3 一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺技术研究现状 |
| 1.5 研究的意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 填料特性 |
| 2.3 实验用水水质 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 污泥培养阶段 |
| 2.5.1 启动流程 |
| 2.5.2 培养条件 |
| 2.5.3 取样及保存方法 |
| 2.5.4 检测项目及分析方法 |
| 2.5.5 污泥的形态及粒径分布情况观察 |
| 2.5.6 颗粒污泥脱氮影响条件 |
| 2.6 溶解氧浓度监测曲线分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 硝化反应器的启动 |
| 3.2 反应器高浓度短程硝化的实现 |
| 3.2.1 反应器运行特征 |
| 3.2.2 污泥形态变化 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.3 中低浓度短程硝化反应器的实现 |
| 3.3.1 启动中低浓度短程硝化反应器 |
| 3.3.2 微生物活性特征 |
| 3.3.3 本节小结 |
| 3.4 中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动和运行 |
| 3.4.1 耦合反应器运行特性 |
| 3.4.2 污泥形态变化及微生物活性 |
| 3.4.3 周期内基质浓度变化规律 |
| 3.4.4 本节小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（6）菌藻共生颗粒污泥形成过程中的群体感应效应及微生物群落演替规律（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥的研究现状 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥的特性 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥颗粒化的影响因素 |
| 1.1.3 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.1.4 好氧颗粒污泥的应用现状 |
| 1.2 菌藻共生颗粒污泥的研究现状 |
| 1.2.1 菌藻共生关系 |
| 1.2.2 菌藻共生污水处理系统 |
| 1.2.3 菌藻共生颗粒污泥的研究 |
| 1.3 好氧颗粒污泥系统中微生物群体感应的研究进展 |
| 1.3.1 群体感应现象与信号分子的概述 |
| 1.3.2 污水生物处理过程中的微生物群体感应 |
| 1.3.3 群体感应在好氧污泥颗粒化中的研究进展 |
| 1.4 菌藻共生颗粒污泥形成过程中群落演替的研究现状 |
| 1.4.1 微生物种群结构研究技术 |
| 1.4.2 好氧颗粒污泥系统中微生物群落的演替规律 |
| 1.4.3 菌藻共生颗粒污泥中微生物群落特征 |
| 1.5 本课题的研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及运行条件 |
| 2.2 接种污泥及进水水质 |
| 2.3 分析及检测方法 |
| 2.3.1 污泥特性及水质分析方法 |
| 2.3.2 污泥微生物形态观测方法 |
| 2.3.3 胞外聚合物(EPS)的提取及分析 |
| 2.3.4 群体感应信号分子的检测方法 |
| 2.3.5 微生物群落组成的分析方法 |
| 2.3.6 数据统计分析方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 菌藻共生颗粒污泥的特性研究 |
| 3.1.1 菌藻共生颗粒污泥的形态及粒径变化 |
| 3.1.2 菌藻共生颗粒污泥的物理特性 |
| 3.1.3 菌藻共生颗粒污泥形成过程中EPS的分泌特性 |
| 3.2 菌藻共生颗粒污泥对污染物的去除效果 |
| 3.2.1 COD的去除效果 |
| 3.2.2 氮的去除效果 |
| 3.2.3 磷的去除效果 |
| 3.2.4 典型运行周期内污染物降解规律 |
| 3.3 菌藻共生颗粒污泥形成过程中的群体感应效应 |
| 3.3.1 不同类型碳源下泥相中的关键信号分子及其浓度 |
| 3.3.2 不同类型碳源下水相中的关键信号分子及其浓度 |
| 3.3.3 群体感应效应与污泥特性间的耦合关系 |
| 3.4 菌藻共生颗粒污泥形成过程中微生物群落演替规律的研究 |
| 3.4.1 菌藻共生颗粒污泥形成过程中细菌的群落结构及演替规律 |
| 3.4.2 菌藻共生颗粒污泥形成过程中微藻的群落结构及演替规律 |
| 3.4.3 微生物种群演替与菌藻共生污泥颗粒化的关联特性 |
| 3.4.4 微生物种群演替与群体感应效应间的关联特性 |
| 4 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（7）絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥工艺简介 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥的培养及性质 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.1.3 好氧颗粒污泥培养的关键参数 |
| 1.1.4 好氧颗粒污泥的污染物去除能力 |
| 1.2 高磷工业废水 |
| 1.2.1 高磷工业废水的来源与特点 |
| 1.2.2 高磷工业废水处理技术研究进展 |
| 1.3 活性污泥模型 |
| 1.3.1 活性污泥模型 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥模型 |
| 1.4 课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 课题的研究目的及意义 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 第二章 絮凝剂对好氧颗粒污泥的快速培养强化作用及机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 反应器运行方式 |
| 2.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 EPS的提取与测定 |
| 2.2.5 微生物群落分析 |
| 2.2.6 微观表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氯化铁对污泥成粒形态变化的影响 |
| 2.3.2 氯化铁对处理效能的影响 |
| 2.3.3 氯化铁对成粒过程中污泥特性的影响 |
| 2.3.4 氯化铁对成粒过程中EPS的影响 |
| 2.3.5 氯化铁对成熟颗粒微观形态的影响 |
| 2.3.6 氯化铁对污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 反应器运行方式 |
| 3.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 EPS的提取与测定 |
| 3.2.5 微生物群落分析 |
| 3.2.6 微观表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氯化铁对高磷废水反应器污泥成粒形态变化的影响 |
| 3.3.2 氯化铁耦合AGS对高磷工业废水处理效率的影响 |
| 3.3.3 氯化铁对高磷废水AGS反应器中污泥特性的影响 |
| 3.3.4 氯化铁对高磷废水反应器成粒过程中EPS的影响 |
| 3.3.5 氯化铁对高磷废水反应器成熟颗粒微观形态的影响 |
| 3.3.6 氯化铁对高磷废水反应器微生物群落分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理数学模拟研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型的建立 |
| 4.2.1 模型的基本概念 |
| 4.2.2 模型的组分 |
| 4.2.3 模型的生化过程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 铁盐絮凝剂耦合AGS系统稳态周期内除污表现 |
| 4.3.2 铁盐絮凝剂耦合AGS系统模型敏感性分析 |
| 4.3.3 铁盐絮凝剂耦合AGS系统参数校正 |
| 4.3.4 不同条件下耦合AGS系统性能的影响预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（8）藻菌颗粒污泥的强化培养及其特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstrct |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥技术的优势和挑战 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥的形成 |
| 1.2 藻菌颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 藻菌之间的相互关系 |
| 1.2.2 藻菌共生系统的应用 |
| 1.2.3 藻菌颗粒污泥概述 |
| 1.3 本课题的研究目的、意义和内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 低温下藻菌颗粒污泥的培养及特性研究 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 反应器及其运行条件 |
| 2.2.2 模拟废水组分 |
| 2.2.3 污泥及水质基本指标 |
| 2.2.4 叶绿素的提取与测定 |
| 2.2.5 胞外聚合物的提取和检测 |
| 2.2.6 AHLs信号分子的提取与检测 |
| 2.2.7 生物分析 |
| 2.2.8 颗粒污泥的特性指标 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 反应器的运行 |
| 2.3.2 叶绿素的变化情况 |
| 2.3.3 胞外聚合物和AHLs信号分子浓度的变化情况 |
| 2.3.5 微生物群落分析 |
| 2.3.6 ABGS的特性 |
| 2.3.7 ABGS的形成机制 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 低强度磁场下藻菌颗粒污泥的培养及动力学研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 反应器的建立和运行 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 反应器的运行 |
| 3.3.2 颗粒的形成过程 |
| 3.3.3 胞外聚合物分析 |
| 3.3.4 光养生物的动力学分析 |
| 3.3.5 微生物群落分析 |
| 3.3.6 磁场加速ABGS形成的机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 曝气量对藻菌颗粒污泥系统的影响 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 降低曝气量对ABGS的影响 |
| 4.2.1 材料方法 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.3 零曝气光照震荡箱中ABGS的去污性能探究 |
| 4.3.1 材料方法 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（9）基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景与意义 |
| 1.2 菌藻共生系统对氮磷去除的研究现状 |
| 1.2.1 菌藻共生系统脱氮除磷基本原理 |
| 1.2.2 菌藻共生系统脱氮除磷的发展与研究现状 |
| 1.3 菌藻污泥好氧颗粒技术研究现状 |
| 1.3.1 菌藻污泥颗粒反应器颗粒快速稳定形成的条件优化 |
| 1.3.2 ABGS基于长期稳定运行的参数优化 |
| 1.3.3 颗粒形成机理及氮磷去除研究 |
| 1.3.4 颗粒化模型研究现状和发展 |
| 1.3.5 研究成果总结 |
| 1.3.6 有待深入研究的问题 |
| 1.4 课题的主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究路线 |
| 第2章 实验方法与材料 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验装置的构建与运行 |
| 2.2.1 DO变化下的菌藻污泥颗粒系统构建对颗粒形成优化研究 |
| 2.2.2 沉降时间对菌藻污泥颗粒形成的优化研究 |
| 2.2.3 菌藻污泥颗粒系统长期稳定运行条件的探究 |
| 2.2.4 颗粒化模型及氮平衡计算分析 |
| 2.3 样品制备方法 |
| 2.3.1 叶绿素和脱镁叶绿素的提取 |
| 2.3.2 SMP和EPS的提取 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 常规指标测定方法 |
| 2.4.2 污泥性质分析 |
| 2.4.3 细菌性质分析 |
| 2.4.4 微藻性质分析 |
| 第3章 ABGS系统颗粒化优化及氮磷去除效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 溶解氧量及表观气速优化 |
| 3.2.1 系统污水处理效果 |
| 3.2.2 沉降性能变化 |
| 3.3 沉降时间对颗粒化进程优化 |
| 3.3.1 系统污水处理效果 |
| 3.3.2 沉降性能变化 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 ABGS系统菌藻组成对氮磷去除与长期运行效能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 ABGS系统污水处理效果 |
| 4.2.1 ABGS系统在运行周期污水处理效果分析 |
| 4.2.2 ABGS系统在反应周期内污染物去除效果 |
| 4.3 系统颗粒化进程 |
| 4.3.1 污泥沉降性能变化 |
| 4.3.2 污泥表面性能 |
| 4.3.3 粒径分布 |
| 4.4 系统运行稳定性变化 |
| 4.4.1 污泥生长情况 |
| 4.4.2 藻类生长情况 |
| 4.4.3 系统酶活性变化 |
| 4.5 本章小节 |
| 第5章 ABGS模型的构建和优化对氮去除和生物量分布动态模拟 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 建模方法 |
| 5.2.1 模型假设 |
| 5.2.2 模型组分 |
| 5.2.3 生物过程、化学计量矩阵及动力学方程 |
| 5.3 ABGS模型构建与优化 |
| 5.3.1 模型的搭建与初步运行 |
| 5.3.2 灵敏度分析与校核 |
| 5.3.3 短周期模型验证 |
| 5.3.4 生物总量变化及分布研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 基于QS的ABGS造粒脱氮潜在机制解析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 颗粒相EPS特性分析 |
| 6.2.1 EPS组成分析 |
| 6.2.2 SMP组成分析 |
| 6.3 菌落的性质 |
| 6.3.1 藻的群落的性质 |
| 6.3.2 细菌的群落的性质 |
| 6.4 基于群体感应的氮去除潜在机制分析 |
| 6.4.1 系统液相中氮元素分布情况 |
| 6.4.2 固相中氮元素分布情况 |
| 6.4.3 基于黑箱模型进行氮平衡和氮去除分析 |
| 6.4.4 基于群体感应的ABGS系统氮去除潜在机制 |
| 6.5 基于群体感应的颗粒化潜在机制分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（10）低温条件下低强度超声波对ANAMMOX活性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 氮素污染及危害 |
| 1.2 水体中氨氮污染的治理 |
| 1.3 含氮废水生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 传统生物脱氮工艺与技术 |
| 1.3.2 新型生物脱氮工艺与技术 |
| 1.4 厌氧氨氧化特性及其反应机理 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化特性 |
| 1.4.2 Anammox菌的氮代谢机理 |
| 1.4.3 温度对ANAMMOX工艺效能的影响 |
| 1.4.4 ANAMMOX工艺应用及挑战 |
| 1.5 低强度超声生物强化技术 |
| 1.5.1 超声波作用的机制 |
| 1.5.2 低强度超声波强化生物处理机理 |
| 1.5.3 低强度超声波强化生物处理的超声参数 |
| 1.5.4 超声波处理在污水处理中的应用 |
| 1.6 EPS在 AAOB颗粒污泥中的作用 |
| 1.6.1 EPS对污泥性能的影响 |
| 1.6.2 EPS对污泥表面特性的影响 |
| 1.6.3 EPS对污泥絮凝能力的影响 |
| 1.6.4 EPS对污泥活性的影响 |
| 1.7 课题研究目的和内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 2 试验设备材料与方法 |
| 2.1 试验设备与材料 |
| 2.1.2 试验设备仪器 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.1.4 接种污泥 |
| 2.2 试验装置及试验方法 |
| 2.2.1 批式试验 |
| 2.2.2 连续试验 |
| 2.3 测定项目及方法 |
| 2.3.1 水质指标分析及检测方法 |
| 2.3.2 不同指标的检测方法 |
| 2.3.3 SEM观察分析 |
| 3 厌氧氨氧化工艺的启动和逐渐降温阶段的特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验目的 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 试验装置 |
| 3.3.2 模拟废水 |
| 3.3.3 接种污泥 |
| 3.3.4 测定项目及方法 |
| 3.4 35℃厌氧氨氧化工艺启动过程的运行特征 |
| 3.4.1 厌氧氨氧化工艺启动以及稳定运行阶段的脱氮性能 |
| 3.4.2 35℃厌氧氨氧化工艺启动过程的污泥性状 |
| 3.5 厌氧氨氧化工艺降温过程中的运行特征 |
| 3.5.1 厌氧氨氧化反应器降温过程中的脱氮性能 |
| 3.5.2 厌氧氨氧化反应器降温过程中的污泥性状 |
| 3.6 本章总结 |
| 4 超声参数对低温下厌氧氨氧化效能的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验目的 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 静态批次试验的试验方法 |
| 4.3.2 参数超声频率的优化 |
| 4.3.3 参数超声强度的优化 |
| 4.3.4 参数超声时间的优化 |
| 4.3.5 实验数据分析方法 |
| 4.4 超声频率的优化实验 |
| 4.5 超声强度的优化实验 |
| 4.5.1 不同超声强度对厌氧氨氧化菌性能的影响 |
| 4.5.2 不同超声强度对厌氧氨氧化菌EPS的影响 |
| 4.6 超声时间的优化实验 |
| 4.6.1 不同超声时间对厌氧氨氧化菌性能的影响 |
| 4.6.2 不同超声时间对厌氧氨氧化菌EPS的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 利用响应曲面法确定低温条件下强化厌氧氨氧化的最佳超声参数 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 实验过程与结果 |
| 5.3.1 中心组合设计 |
| 5.3.2 多元线性回归方程的建立 |
| 5.3.3 建立数学模型及显着性分析 |
| 5.3.4 响应曲面分析及优化 |
| 5.3.5 对拟合结果的验证性实验 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 低温条件下低强度超声波强化厌氧氨氧化的长期实验 |
| 6.1 低强度超声波强化厌氧氨氧化的长期实验 |
| 6.1.1 反应器的脱氮性能 |
| 6.1.2 运行过程中EPS的变化 |
| 6.1.3 运行过程中的污泥特征 |
| 6.2 超声作用周期的实验研究 |
| 6.2.1 实验背景与实验方法 |
| 6.3 最适周期内(6d)胞外聚合物EPS的分泌情况 |
| 6.4 最适周期内(6d)SEM分析低强度超声波对细菌形态的影响 |
| 6.5 改进后低强度超声波强化厌氧氨氧化的长期实验(70d) |
| 6.5.1 反应器的脱氮性能 |
| 6.5.2 运行过程中EPS的变化 |
| 6.5.3 运行过程中SVI的变化 |
| 6.5.4 运行过程中污泥粒径的变化以及SEM检测 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
四、废水处理中污泥颗粒化及生物附着化作用研究（论文参考文献）
- [1]铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理[D]. 郭媛. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]典型药物胁迫下不同粒径好氧颗粒污泥微观响应机制研究[D]. 马鑫欣. 江南大学, 2021(01)
- [3]一种复合药剂对厌氧反应器启动及稳定运行的影响[D]. 吴正杰. 扬州大学, 2021(02)
- [4]厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制[D]. 房安然. 哈尔滨工业大学, 2021
- [5]一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究[D]. 万佳铭. 扬州大学, 2021(08)
- [6]菌藻共生颗粒污泥形成过程中的群体感应效应及微生物群落演替规律[D]. 侯怡文. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [7]絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟[D]. 林昱昕. 合肥工业大学, 2021(02)
- [8]藻菌颗粒污泥的强化培养及其特性研究[D]. 查敏超. 山东大学, 2020(10)
- [9]基于群体感应的菌藻污泥颗粒系统脱氮与颗粒化效能及潜在机制研究[D]. 张露予. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [10]低温条件下低强度超声波对ANAMMOX活性的影响[D]. 周鹏. 沈阳建筑大学, 2020(04)