田芳明[1]（2021）在《改性硫化微米零价铁用于地下水中阿特拉津的降解研究》文中指出阿特拉津（Atrazine,ATZ）作为农业生产中广泛使用的除草剂,其性质稳定、难以降解。由于其在生产过程中的广泛和不当使用,导致其大量渗入土壤或河流,对地表水和地下水造成了严重的污染。在地下水修复治理中,零价铁（Zero Valent Iron,ZVI）因其具有价格低廉、环境友好且治理效果好等特点,而成为最有效的修复材料之一。ZVI具有较强的还原性（-0.440 eV）,易与水或者其他非目标性氧化物质相互作用,极大程度地降低了ZVI对污染物的电子靶向性和反应活性。本研究结合硫化和第二金属镍（Ni）负载技术对微米零价铁（Micro Zero Valent Iron,m ZVI）进行改性,制备出一系列不同改性方式的镍-硫复合微米零价铁材料,确定了镍-硫复合微米零价铁材料的最佳改性方式,并考察其对ATZ的去除机理和老化行为。首先,本研究探讨了不同硫源、S/Fe摩尔比和金属Ni负载比（Ni/Fe wt%）等镍-硫复合微米零价铁材料的制备因素。研究结果表明,在硫化钠（Na2S）作为硫源,S/Fe摩尔比为0.056,Ni/Fe为2 wt%条件下制备的硫化微米零价铁（Sulfided Micro Zero Valent Iron,Sm ZVI）和Ni/m ZVI对ATZ的去除率最佳。为了明确硫化与镍负载的不同顺序对镍-硫复合微米零价铁降解ATZ的效能影响,本文分别制备了三种改性顺序的镍-硫复合微米零价铁材料:（1）先金属负载后硫化改性（Ni/m ZVI-S）;（2）先硫化改性后金属负载（Sm ZVI-Ni）和（3）硫化改性与金属负载“一步法”同时制备（Ni/S-m ZVI）。结果表明,镍-硫复合微米零价铁的最佳改性方法为“一步法”。SEM、XRD和XPS等表征表明Ni/S-m ZVI呈规则的球形,其表面有大量分布均匀的Fe3O4和Fe S2存在,并堆积形成了一定厚度的蓬松壳层。且Ni在壳层中主要以Ni2+和Ni0的形式存在,而Ni2+在颗粒的外表面分布较多。其次,本研究对Ni/S-m ZVI促进ATZ降解的机制进行了探究,并对ATZ的降解途径进行了分析。结果表明,Ni/S-m ZVI有效地提高了m ZVI的反应活性,且Ni/S-m ZVI主要通过促进ATZ还原降解的方式提高对ATZ的去除率,而对ATZ的吸附作用影响不大。值得注意的是,Ni/S-m ZVI在反应过程中存在镍释放的现象,一方面Ni2+发生水解反应,促进H+释放,维持了弱酸性的水环境,有利于m ZVI保持较高的反应活性和抗钝化性;另一方面,原位生成Ni0促进了氢气分解产生原子氢（·H）。最后,通过对降解过程中ATZ的代谢中间产物进行高效液相色谱-质串联色谱（LC-MS/MS）分析,结果显示ATZ在降解过程中主要降解为4-乙基氨基-6-异丙基氨基-1,3,5-三嗪（EIT）,这表明Ni/S-m ZVI主要通过·H发生氢解还原的方式降解ATZ,改变了m ZVI和Sm ZVI通过β-消除的方式降解ATZ。此外,析氢结果表明Ni/S-m ZVI极大地抑制了与水的反应,提升了该材料的电子靶向性。由此可见,Ni/S-m ZVI具有较高反应活性和电子选择性。最后,本研究考察了Ni/S-m ZVI在不同地下水环境中[控制组（Mill-Q水）、新鲜常规地下水（Fresh Groudwater,FG）、咸地下水（Saline Groudwater,SG）]对ATZ的反应活性和老化行为。结果表明,Ni/S-m ZVI在三种不同地下水环境中仍具有高反应活性,且反应活性的顺序为:Mill-Q>FG>SG,在反应时间为112 d时析氢量顺序为:FG>SG>Mill-Q。Ni/S-m ZVI在不同水环境中仍然具有较低的氢气累积量,并且硫化改性主要在Mill-Q水环境中具有较明显的抑制析氢作用。此外,通过对不同水环境中老化后的材料进行SEM、XRD、FT-IR表征,结果显示,在不同水环境中老化产物均主要是Fe3O4,并且在Mill-Q水环境中老化程度最严重,而在其他水环境中,咸水环境有利于降低其老化程度。
赵鑫磊[2]（2021）在《多级A/O生物膜工艺+BAF处理生活污水强化脱氮除磷》文中认为随着全球水资源状况越来越复杂以及水体富营养化的不断扩散,我国环保监测部门根据我国污水处理不达标的严峻情况,加大对了水处理行业的监管力度。传统污水处理厂由于工艺简单,设备老旧导致出水不达标,政府部门严格按照最新规定对一些老旧污水厂进行提标改造。鉴于我国城镇生活污水水质碳氮比较低,且大多数污水处理厂工艺都是单一的传统活性污泥法,这就会面临不同种类微生物对有机物的竞争而造成脱氮除磷不能达到理想效果,若对其进行额外的碳源投加,又会大幅增加污水处理成本,且额外生成的剩余污泥会造成二次污染。特别就北方城市而言,冬季室外气温相对较低,造成污水厂脱氮性能下降,出水氨氮浓度严重超标。因此,如何实现城镇污水处理厂的高效稳定脱氮除磷使出水水质达到更高的标准,是建设生态文明和可持续发展的关注热点。本课题采用多级A/O生物膜+BAF组合系统,其中在多级A/O的好氧池中投加悬浮填料（聚乙烯鲍尔环）,填料上附着生长的生物膜具有良好的传质性,能为不同功能的微生物提供了良好的生长环境,增加了系统微生物量的同时增强了整个系统抗冲击和抵抗低温的能力,此外,生物膜也使得污泥在系统中的停留时间有所提高,进而增强系统硝化和反硝化脱氮除磷效果。由于生活污水属于典型低碳氮比（C/N）废水,所以该组合工艺采用连续流三段进水,按照不同流量分配方式进行流量分配,以提高碳源利用率,并在最前端设置厌氧格,进行充分释磷为后续聚磷提供充足的驱动力,进而增强脱氮除磷效果。BAF中从下到上依次设置生物填料层和活性炭吸附层,采用上流式运行方式,在生物填料层实现深度硝化反硝化,在活性炭吸附层完成对难降解有机物及部分氮磷的吸附去除,进而强化出水水质。此外,采用Central Composite响应面法设计批次试验探究HRT和曝气强度双因素交互影响下系统去除污染物的性能并对其进行优化,主要研究结论如下:（1）多级A/O生物膜+BAF组合系统启动阶段,调节水温为20℃左右,三级A/O池容比V厌氧:(V缺氧:V好氧)3=1:（1:2）3,三段进水流量分别为6.67、4、2 L·h-1,污泥回流比为100%,HRT=9h,污泥龄15d。进水NH4+-N、TP和COD浓度分别介于59.02～82.31mg·L-1、3.89～6.73mg·L-1和182.54～341.20mg·L-1之间,运行20d后多级A/O生物膜反应器和BAF出水NH4+-N和NO3--N浓度均值分别为稳定在4.55、1.60mg·L-1、和7.28、5.69mg·L-1,系统NH4+-N整体去除率最终保持在98%左右;出水TP浓度均值分别为1.27和0.85mg·L-1,最终去除率大于89%;出水COD浓度均值分别为34.03和20.47mg·L-1,终端去除率超过90%,此时多级A/O生物膜+BAF组合系统完成启动。（2）按照等停留时间、等容积负荷和等污泥负荷三种不同的流量分配方式对多级A/O生物膜工艺+BAF组合系统进行三段配水,探究不同配水方式对组合系统脱氮除磷性能的影响。研究发现,当进水有机物浓度在182.54～331.20mg·L-1之间,按等容积负荷（Run1）、等停留时间（Run2）和等污泥负荷（Run3）进行流量分配,COD平均出水浓度分别为34.55、24.95和36.35mg·L-1,COD平均去除率分别可达到85.77%、89.82%和85.49%。就氮素而言,NH4+-N平均出水浓度分别为1.72、0.73和1.80mg·L-1,NH4+-N去除率分别为96.10%、98.14%和97.13%。平均出水TN浓度依次为14.37、9.88和13.82mg·L-1,TN去除率分别为81.32%、87.47%和82.70%。三种进水流量分配方式下,出水TP浓度均值依次是0.94、0.31和1.03mg·L-1,各自去除率依次为81.10%、94.35%和80.67%。结果表明,按照等停留时间进行流量分配时,综合出水效果最佳,各类污染物出水浓度都能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。此外,通过对沿程污染物变化研究发现,约80%左右的氮素、有机物和总磷在多级A/O生物膜系统中得到降解,BAF主要在填料层发生同步硝化反硝化完成TN的强化去除,在活性炭吸附层完成对TP和COD的吸附去除。在等停留时间（Run2）时,系统膜生物量最高,各级污染物降解去除效果最佳。（3）当起始COD、NH4+-N、TN和TP浓度均值依次为249.14,71.21,79.96和5.19mg·L-1,通过设置HRT为10h、9h、8h和7h时,COD出水平均浓度各自依次为18.30、20.05、23.59和26.68mg·L-1,出水NH4+-N平均浓度分别2.22、1.16、1.95和4.19mg·L-1,出水TN浓度均值依次为12.47、9.09、10.57和15.36mg·L-1,出水TP分别为0.91、0.31、0.48和1.24mg·L-1。结果表明,当HRT=9h时,组合系统脱氮除磷效果最好,出水水质最佳,各指标均低于一级A标准。（4）为探究曝气强度对多级A/O生物膜工艺+BAF组合系统脱氮除磷性能的影响,以及HRT和曝气强度双因素对整个系统性能的交互影响,采用Central Composite响应面设计了正交批次实验。结果表明,在一定曝气强度范围内,各类污染物去除率均随曝气强度的增大而上升,当曝气强度设置为120L·h-1时出水水质最佳,BAF末端COD、NH4+-N、TN和TP浓度均值依次为17.76、1.21、8.71和0.32mg·L-1,去除率分别为92.80%、98.28%、88.97%和94.14%,当超过150L·h-1时出水水质逐渐恶化。响应面法分析得知,在水力停留时间（HRT）和曝气强度双因素正交影响下,组合系统中COD、总氮和总磷去除率均受显着影响,回归方程分别为Y1=+92.64+2.44×A-2.46×B-3.76×AB-2.49A2-10.05B2,R2=0.8802;Y2=+93.57+0.24×A+0.3×B-0.95×AB-5.83A2-8.67B2,R2=0.9703;Y3=+96.76+4.28×A-1.01×B+0.19×AB-10.92A2-11.05B2,R2=0.9626,且P值均小于0.0001。其中HRT和曝气强度对TN和TP影响最为显着。
黄双蕾[3]（2020）在《稀土元素对厌氧氨氧化脱氮性能的影响研究 ——以镧为例》文中研究指明离子吸附型稀土矿是重稀土元素的重要矿藏类型,可便利地通过NH4+的离子交换作用将稀土元素原位浸出。伴随着离子吸附型稀土矿的大量开采,消耗了大量的含铵浸出液,进而导致过量的氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐释放到附近的流域中,从矿床上浸出的稀土离子也不可避免地大量涌入地下水和地表水环境中。氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐氮的富集对周围生态系统的完整性和水资源的安全构成了显着威胁,迫切需要缓解稀土矿区面临的地下水和地表水氮污染。在众多的微生物脱氮技术中,厌氧氨氧化（Anammox）技术因其无需曝气、无需有机碳源添加及污泥产量低的优势在稀土矿区地下水氨氮污染原位修复的应用中具有巨大潜力,但由于Anammox技术中的主要功能菌-厌氧氨氧化菌（An AOB）易受环境中共存离子的干扰,因此该技术应用在稀土矿区“三氮污染”治理时仍需重点关注稀土元素对An AOB的影响。本研究采用人工合成废水,以3种不同来源的接种污泥启动Anammox序批式反应器（SBR）,通过脱氮性能的追踪、微观形态学观察、微生物群落变化分析以及An AOB特异性引物DNA扩增验证等手段探究接种污泥对Anammox启动性能的影响;而后以镧（La）为稀土元素代表,采用原位富集、半原位富集和异位富集3种启动策略探讨稀土元素对An AOB富集过程的影响;在获得Anammox颗粒污泥后,以进、出水含氮化合物含量、各形态La（Ⅲ）的浓度、活性氧（ROS）产生、胞外乳酸脱氢酶（LDH）的释放、脱氢酶活性（DHA）变化等为指标,结合扫描电子显微镜（SEM）、荧光原位杂交（FISH）、三维荧光光谱（3D-EEM）、二维相关光谱（2D-COS）、傅里叶红外光谱（FTIR）、16S r RNA高通量测序和功能基因的PICRUSt预测等方法,从胞外多聚物（EPS）的作用、La在细胞内的分布、La的跨膜运动、胞内La的作用途径等角度研究添加不同浓度的La（Ⅲ）对Anammox颗粒污泥的影响。主要结论如下:（1）3种不同来源的污泥均能在实验条件下启动Anammox反应,其中新鲜Anammox污泥和存储Anammox污泥均能实现R3-1和R3-2中Anammox反应的快速启动,但采用活性污泥启动的R3-3反应器获得稳定的Anammox活性所需时间为75天。在活性稳定期,采用SEM可观察到R3-1和R3-2污泥中An AOB的典型花椰菜团簇结构,但R3-3中的污泥依然以短杆菌和丝状菌为主,未得到成熟的Anammox颗粒污泥。FISH结果显示活性稳定期末,R3-1、R3-2和R3-3中An AOB占全菌比例分别为54.60%±6.78%、29.64%±6.91%和14.02%±17.43%,同时An AOB特异性引物DNA的PCR扩增结果显示R3-3的成功启动依赖于R3-3接种活性污泥中的土着An AOB。（2）在实验周期内,原位、半原位、异位富集启动策略均能顺利启动Anammox反应。以活性污泥启动Anammox反应时采用0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加的原位和半原位富集启动策略可缩短体系形成稳定Anammox活性和较高脱氮效率的耗时;同时,富集阶段内0.10 mg·L-1La（Ⅲ）添加并未对接种絮状Anammox污泥的脱氮性能产生影响。4℃低温保藏后对污泥进行Anammox活性恢复,0.02mg·L-1La（Ⅲ）添加的实验体系可迅速恢复活性并获得稳定的高效脱氮性能。形态学、FISH图像和16S r RNA分析结果表明0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加可促进污泥形成更紧凑的结构以抵抗低温环境的不利影响,有利于维持低温环境中An AOB相对丰度和种群丰富度。采用0.02 mg·L-1La（Ⅲ）添加的原位和半原位富集启动策略具有启动Anammox反应的潜力,且可降低Anammox污泥低温长途运输带来的不利影响,有利于促进Anammox工艺在稀土矿区氨氮污染原位修复中的应用,是可行的Anammox原位修复工艺启动策略。（3）短期实验中未观察到La（Ⅲ）对Anammox颗粒污泥脱氮性能的影响。长期实验S1阶段(5 mg·L-1 La（Ⅲ）添加)内体系的脱氮性能、ROS的产生、胞外LDH的释放和DHA没有显着变化。Anammox颗粒污泥表面覆盖大量的EPS形成保护性屏障,通过官能团吸附并捕获La（Ⅲ）,同时颗粒污泥增加EPS的分泌量以此抵抗La（Ⅲ）对An AOB的侵害。在与La（Ⅲ）反应的诸多官能团中,羧酸、多糖和蛋白质基团（酰胺I带、II带和Ⅲ带）起到主要贡献,并且羧酸对La（Ⅲ）响应速度最快。与蛋白质相比,多糖的响应速度较快,但蛋白质对La（Ⅲ）的扰动反应更为强烈。由于受官能团和吸附位点的限制,10-50 mg·L-1La（Ⅲ）引起了EPS结构和组成的改变。（4）大多数La（Ⅲ）可透过胞外多聚物吸附和跨膜转运后在An AOB细胞内实现积累,并与多种代谢相关的酶发生反应,从而导致脱氮性能受到抑制,对An AOB产生不良影响。10-50 mg·L-1La（Ⅲ）添加对体系脱氮性能产生抑制,导致ROS的产生量显着上升。La（Ⅲ）浓度为50 mg·L-1时脱氮作用近乎停止,10 mg·L-1La（Ⅲ）添加后胞外LDH释放达到对照阶段S0的240.59±7.98%,而在20 mg·L-1La（Ⅲ）作用下DHA降至S0阶段的45%。高浓度La（Ⅲ）作用下,Kuenenia属的相对丰度降低。
孙慧敏[4]（2020）在《Rhodobacter sphaeroides H菌株降解对硝基酚的特性研究》文中研究说明随着世界工业化进程的飞速进步,对硝基苯酚（PNP）作为一种典型的硝基芳香族化合物,在火炸药和染料等工业生产中得到了大量使用。而PNP作为优先控制污染物,该物质的化学稳定性较强,也会对生物产生较强的毒性。通过对比不同的处理方法包括物理、化学和微生物法,采用微生物法降解PNP较为经济、不会对环境造成危害并且是处理效率较高的一种方法。在本文中选用的菌株是光合细菌球形红细菌（Rhodobacter sphaeroides）H菌株,利用该菌株研究对底物PNP的降解特性,并且对该菌株利用的途径进行分析。主要研究结果如下:（1）首先,在不同反应体系中,验证H菌株活体是降解过程中的主体部分。通过模拟生长抑制动力学Haldane方程,研究不同浓度PNP对H菌株生长的抑制作用。实验中设置不同的供氧和光照条件,研究对PNP降解率产生影响。实验结果得出,H菌株在光照厌氧条件下降解PNP时降解率效果最好为89.0%。通过研究理化因素PNP浓度、温度、接种量和pH值,选取H菌株降解PNP的最适条件,PNP的浓度为80 mg·L-1、接种15%的H菌株、最佳pH值为7.0、需要在30℃下进行培养。（2）在以上不同的单因素实验中,根据对PNP降解率的影响程度选取三个因素,通过响应面优化降解条件,得到H菌株降解PNP的最佳条件。依据以上理化因素实验测得的实验数据,选取出pH值、PNP浓度和温度,对这些因素进行响应面优化分析实验,实验测定的数据通过回归方程进行拟合分析,并预测优化后的最佳条件和降解率。响应面优化预测结果为:培养基中添加底物PNP的浓度为81.01 mg·L-1、pH值为8.09和温度为30.49℃,预测得出PNP的降解率最大可以达到92.3%。为验证响应面预测数据的可靠性,需要在最佳条件下进行验证实验,实验结果得出,H菌株降解PNP的降解率可以达到91.1%,降解率的预测值和测定值两者之间相差1.2%（误差小于2%）,在误差允许的范围内,因此响应面预测值可靠。（3）在优化后的最佳条件下,在100ml的培养基中接种15%的H菌株、加入PNP使其终浓度为81 mg·L-1、调节pH值为8.0、在30℃的条件下培养,实验测定H菌株的生长量及PNP降解率,并模拟一级动力学方程。结果表明,H菌株在生长适应期降解底物PNP浓度从81 mg·L-1降低到20 mg·L-1,此时,底物PNP的降解率为74.9%,最后H菌株进入稳定期后PNP的降解率为91.1%。同时,利用一级动力学方程拟合PNP浓度随反应时间变化的关系,利用方程拟合数据之后,得到了动力学参数,半衰期和反应速率常数分别是:t1/2为43.3 h和k为0.0144 h-1。通过优化分析得出最佳降解条件后,进一步在培养基中分别添加不同种类氮源和酚类混合物,研究对降解底物PNP的作用。通过实验得出,培养基中同时添加（NH4）2SO4和酵母膏作为氮源时,能够有效提高PNP的降解率到91.1%;选取四种酚类混合物（邻苯二酚、苯酚、对苯二酚和甲苯酚）添加到培养基中,实验结果表明,这些酚类物质均会抑制底物PNP的降解,通过正交实验分析得出,邻苯二酚的概率P值（sig.）最小为0.025,对PNP降解的抑制性最显着。（4）检测中间产物时用到的是高效液相色谱-质谱联用仪（HPLC-MS）,检测出的物质有:对苯二酚（HQ）、4-羟基粘糠酸半醛（4-HS）和马来酰胺乙酸（MA）,根据检测的物质种类推测PNP可能先在酶的催化作用下生成HQ,HQ通过在对苯二酚1,2-双加氧酶的催化作用下转化为4-HS。通过利用紫外分光光度计检测H菌株细胞中对苯二酚1,2-双加氧酶的活性,了解对苯二酚1,2-双加氧酶在H菌株代谢过程中的作用,结果表明,HQ在289 nm处的吸收峰,逐渐向4-HS在320 nm处的吸收峰偏移,说明HQ在对苯二酚1,2-双加氧酶作用下生成了4-HS。结合检测的中间产物种类和对苯二酚1,2-双加氧酶活性,分析H菌株降解PNP时可能利用的是对苯二酚途径。进一步研究不同种类碳源、NaCl浓度及金属离子对H菌株降解PNP及细胞产酶量影响。结果表明:苹果酸作碳源促进PNP降解,降解率为91.0%,H菌株生长量OD590为2.151;添加20 mg·L-1的NaCl时产生抑制作用,PNP降解率为60.0%,H菌株生长量OD590为0.704;添加金属离子Ca2+促进降解、添加Cu2+时抑制降解,PNP降解率分别为91.0%和15.9%,生长量OD590分别为2.201和0.410。通过H菌株全细胞蛋白电泳实验,分析不同因素对酶蛋白产量的影响。结果表明,添加20 mg·L-1的NaCl和蔗糖的泳道中,90KD蛋白条带的灰度值（gray value）分别为6620和2952,蛋白含量明显较少,说明NaCl和蔗糖对H菌株分泌产酶量有明显抑制作用。
郭安宁[5]（2020）在《不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制》文中提出全球范围内,由于人类过度或不恰当的利用已导致土壤退化达33%。退化导致可利用的耕地、草地、林地等不断减少,影响人类的粮食安全和生存健康,降低生物多样性和生态系统的稳定性,对生态环境造成难以估量的破坏。本研究针对我国目前土壤退化的形势特点及研究存在的局限性,选取西北露天矿区土壤、南方酸性土壤和北方污灌区土壤为研究样本,分别在一定的修复措施下,探讨土壤退化及其调控对土壤和微生物的影响,阐明不同退化环境下土壤微生物群落结构的相似性和差异性,旨在探究土壤退化的微生物指示因子,并分析其地理分布格局,以期为退化土壤的修复工作提供理论参考。研究结果如下:（1）经过20余年的植被恢复,西北半干旱生态脆弱区复垦各样地的pH明显降低,刺槐×油松混交林积累土壤有机质（SOM）和全氮（TN）的能力均显着高于其它样地,研究区内TN和全钾（TK）的含量极度匮乏,这将会限制土壤生产力的维持。复垦后各样地中变形菌门（Proteobacteria）所占比例明显降低,酸杆菌门（Acidobacteria）所占比例显着增加。各复垦样地中,刺槐×油松和刺槐×臭椿×榆树混交林样地的细菌优势种组成及结构与原地貌具有较强的相似性,且其群落的丰富度和多样性水平提高最为显着。（2）南方酸性土壤pH随CaCO3施加量的增加而增加。低、中剂量的CaCO3(2.25和4.5 t·hm-2)增加了DOC和DON的含量,而高剂量的CaCO3(7.5 t·hm-2)降低了其含量。CaCO3的施加会改变土壤氮素循环进程,对土壤氮素的相互转化产生影响。中剂量CaCO3的施加促进土壤呼吸。各样地中细菌主要组成群落相似,差异主要体现在相对丰度上,施加CaCO3后酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）和疣微菌门（Verrucomicrobia）的相对丰度均有所增加,而放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则有所减少（p<0.05）。此外,低剂量和中等剂量CaCO3的施用提高了土壤细菌多样性。（3）北方污灌区土壤pH、有机质（SOM）、全氮（TN）、有效磷（AP）、速效钾（AK）随生物炭的施加显着增加,而有效态Cd含量随之降低,作物的种植对土壤性状无显着的影响。土壤过氧化氢酶和脲酶有不同程度的提高,土壤磷酸酶显着降低,蔗糖酶无明显变化。施加生物炭的各样地中细菌群落的优势门类为变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,其相对丰度在各样地间存在差异,生物炭的施加显着提高土壤微生物群落的多样性和丰富度。（4）我国不同气候地理环境下退化土壤生态系统的细菌群落结构及其驱动因素呈现一定的相似性与差异性。三种退化类型中相对丰度最高的均为变形菌门（Proteobacteria）,酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）和芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）的相对丰度均高于调控后的各样地,而厚壁菌门（Firmicutes）和放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则相对较低。北方污灌区重金属污染土壤中的细菌在各分类水平上群落组成数均高于南方酸性土壤和西北半干旱脆弱区土壤,且南方酸性土壤和北方污灌区重金属污染土壤中群落组成比例相对较为相似。三个样地中,α多样性指数组间差异明显,且北方污灌区重金属污染土壤的丰富度和多样性水平最高,南方酸性土壤次之,西北半干旱脆弱区土壤最低。
唐多利[6]（2020）在《明胶废水中耐钙微生物的筛选、鉴定及其钙吸附研究》文中进行了进一步梳理吸附法一直受到大众青睐的主要原因是其去除金属离子的效果佳,且没有二次污染。细菌因其种属多、分布广,是微生物中的最大群体,已被广泛的用作吸附金属离子的材料。针对明胶废水由于高钙离子、高化学需氧量等特点而难于处理且剩余污泥量大的问题。本试验以明胶加工废水为材料进行了耐钙细菌的筛选、鉴定,并通过响应面法优化了其生长和钙吸附量条件,并采用扫描电镜-X射线能谱（SEM-EDS）和红外光谱（FT-IR）结构表征法进行了吸附机理研究。主要研究结果如下:（1）各样品的细菌群落多样性和菌群演绎规律的分析结果表明,初沉水的优势细菌为噬氢菌属（Hydrogenophaga）,好氧水和二沉泥的优势菌为uncultured-bacterium-p-WS6,排放水的优势菌为uncultured-bacterium-p-Saccharibacteria。不同废水处理单元的微生物菌群结构差异明显,其中好氧水和二沉泥的微生物菌群组成相似度最高。另外,莱茵海默氏菌（Rheinheimera）与Ca2+、氨氮（NH4+-N）和pH值呈显着正相关。Uncultured-bacterium-c-Candidatus-Moranbacteria与废水中总氮呈显着负相关。uncultured-bacterium-p-Saccharibacteria与废水中化学需氧量呈显着负相关。嗜碱菌属（Alkalibacterium）与废水中总氮呈极显着正相关,与化学需氧量呈显着正相关。（2）耐钙微生物筛选和鉴定结果表明,当钙离子浓度为50 mg/mL时,从四个样品中筛选出3株耐钙细菌,分别编号为N1-4、N3-1和N3-4。经鉴定依次为枝芽孢杆菌属（Virgibacillus sp.）、尼阿布芽孢杆菌（Bacillus niabensis）和泛酸枝芽孢杆菌（Virgibacillus pantothenticus）。（3）明胶废水中耐钙微生物生长条件的优化结果表明,菌株N1-4培养的最佳条件为:初始钙离子浓度为2.97 mg/L,温度35.61℃,pH 7.98。菌株N3-1培养的最佳条件为:初始钙离子浓度为1.41 mg/L,温度37.2℃,pH 8.31。菌株N3-4生长的最优条件为:初始钙离子浓度为0.99 mg/L,温度35.35℃,pH 4.15。（4）各菌株对钙离子吸附的单因素试验结果表明,N1-4、N3-1和N3-4吸附的适宜温度依次为30℃、28℃、28℃,pH依次为5、6、6。在各菌株适宜的温度和pH条件下,菌株N1-4的最佳钙离子吸附条件为:吸附时间77.01 min、初始钙离子浓度148.02mg/L、菌体添加量0.83 g/L。菌株N3-1的最佳钙离子吸附条件为:吸附时间70.72 min、初始钙离子浓度130.19 mg/L、菌体添加量1.52 g/L。菌株N3-4的最佳钙离子吸附条件为:吸附时间72.70 min、初始钙离子浓度141.98 mg/L、菌体添加量1.30 g/L。（5）SEM-EDS分析结果表明,菌株N1-4、N3-1和N3-4均发生了严重变形,表面粗糙,且有突起和沉积物。与吸附前的菌体相比较,吸附后的各菌体除了碳、氮峰外,还有钙峰出现,说明吸附钙离子后的各菌体含有钙。FT-IR分析结果表明,-OH、-NH、-PO4、C-N、C-C、-CH3、-CH2、-C=O、C≡C、S=O和P=O等官能团有可能参与了钙的吸附。
雷雨晴[7]（2019）在《直接种间电子传递强化垃圾焚烧渗沥液厌氧生物处理效能的研究》文中指出垃圾焚烧渗沥液是一种典型的高浓度有机废水,一般采用厌氧产甲烷生物处理工艺去除渗沥液中大部分有机物和能源回收。但由于垃圾焚烧渗沥液COD浓度极高（～55,000 mg/L）,且高盐度、高氨氮和溶解性腐殖质（AHS）等对生物活性有抑制作用的组分,会影响厌氧体系中有机物的互营氧化产甲烷过程,导致挥发性脂肪酸（VFAs）积累和pH下降,进而影响处理效率和甲烷的产生。直接种间电子传递（DIET）由于不需要种间电子载体,被认为是一种更高效的电子传递途径。导电材料可以促进微生物间的DIET,然而对于含有高浓度复杂有机物和VFAs的垃圾焚烧渗沥的强化效果和作用机制尚不清楚。因此,本研究主要探寻导电材料在极端环境下对厌氧生物处理的强化效能,揭示导电材料在厌氧反应器处理垃圾焚烧渗沥液中的强化机制。本文首先通过厌氧产甲烷批量实验研究了复合抑制因子对厌氧产甲烷过程的影响。极差分析结果表明,复合抑制因子浓度在钙离子为6000 mg/L,氨氮为400 m/L和AHS为4000 mg/L时,对污泥产甲烷活性和有机物去除表现出最大的抑制作用,且通过方差分析确定钙离子浓度变化对厌氧产甲烷过程的影响最为显着。厌氧体系中剩余的不同丙酸和丁酸浓度,主要是由于复合抑制因子抑制了厌氧体系中丙酸降解菌和丁酸降解菌的活性基因,以及产甲烷菌的生长,导致丙酸和丁酸的互营氧化产甲烷过程受到阻碍,且对丙酸表现出更为明显的抑制作用。针对垃圾焚烧渗沥液中高有机物浓度和复合抑制因子浓度带来的VFAs积累问题,本文通过在厌氧反应器中投加纳米磁铁矿导电材料研究其生物处理效能。实验结果表明,在有机负荷（OLR）为18.2 kgCOD/（m3.d）时,相比空白反应器,纳米磁铁矿反应器具有更高的COD去除率（89.0%）和甲烷产率（4.8m3STP/（m3·d））。出水中乙酸（13.5 mM）和丙酸（8.5 mM）浓度均明显低于空白反应器（31.7mM和19.4 mM）,主要是由于纳米磁铁矿可以促进厌氧体系中VFAs的互营氧化代谢,缓解VFAs（尤其是丙酸）的积累。含有纳米磁铁矿的污泥中具有胞外电子传递能力的Anaerolinaceae菌种大量富集是空白反应器中的两倍,其可以代谢有机物产生电子,电子通过纳米磁铁矿被产甲烷菌（Methasnoarcina和Methanosaeta菌种）利用,还原CO2产生甲烷。为了解决吸附在微生物表面的纳米磁铁矿随污泥流失,导致在高OLR条件下强化效果不明显的问题,本文采用可以作为长久性支撑的碳布导电材料强化厌氧体系的抗有机负荷冲击能力,结果表明碳布导电材料的存在使厌氧体系承受的最大OLR提高了 34%,达到49.4 kgCOD/（m3·d）,COD去除率为80.1%,产甲烷速率为15.3 L（STP）/d。多种具有胞外电子传递能力的细菌（Syntrophomonas,Streptococcus和Bacteraoides菌种,总相对丰度30%）和可以接受电子产生甲烷的产甲烷菌（Methanosarcina和Methanospirillum菌种,总相对丰度50%）在碳布表面富集,说明这两种菌可以利用碳布导电材料作为导体进行DIET。碳布反应器增加的污泥电导率是空白反应器的2倍,这主要是由于碳布反应器的污泥中参与DIET的导电菌毛e-pili的增加,进一步证明厌氧体系中微生物通过DIET进行电子传递。本文研究了在厌氧反应器中投加具有较高比表面积和导电性的颗粒活性炭（GAC）的生物处理效能。结果表明,空白反应器在运行的初始17 d内完全恶化,而GAC反应器中高VFAs（尤其是丙酸）浓度逐渐被缓解,有机物去除率升高。将OLR增加至25.0 kgCOD/（m3·d）时,COD去除率稳定在90%以上。进一步增加OLR至36.7 kgCOD/（m3·d）,COD去除率下降至～83%,但VFA/碱度保持在0.4以下,表明该体系可以稳定运行且没有酸化风险。宏基因组分析结果表明GAC反应器的厌氧污泥中,已知参与DIET的Geobacter菌种和Methanosarcina菌种随着反应器的运行变得更加丰富,与DIET有关的编码蛋白质的基因（导电的E-pili和外膜c型细胞色素OmcS）丰度显着增加,说明GAC的存在有效地构建了厌氧体系中Geobacter菌种和Methanosarcina菌种间的DIET。
尉笑[8]（2019）在《深度处理工艺对印染废水循环利用富集污染物的处理特性》文中进行了进一步梳理近年来,纺织印染行业废水的高排放量加剧了水环境治理的难度。为保护水环境,印染废水排放标准被进一步提高的同时,印染企业所允许排放的废水总量也受到了严格限制,印染废水循环利用日益受到重视。但是,印染废水在循环利用过程中污染物的富集严重影响了印染废水处理系统的稳定性和印染产品质量。基于此,本研究采用一套处理规模为5m3/d的中试试验装置,以混凝-水解酸化-活性污泥法为基础工艺,分别以气浮、臭氧气浮、臭氧气浮-旁路膜为深度处理工艺进行了人工模拟印染废水循环利用试验,探究了不同深度处理工艺对印染废水循环利用过程中富集污染物的处理特性,并根据污染物富集特性调控运行参数,使污染物富集得到控制的同时提高系统出水水质,实现印染废水循环回用。研究的主要成果如下:（1）常规气浮作为深度处理工艺,废水循环利用维持40个周期后以生化系统崩溃结束循环。循环过程中气浮出水以COD、色度、氨氮、总磷为代表的有机物和以TDS、电导率、Ca2+等指标为代表的无机物均呈现不同程度的增长趋势,循环后期气浮出水的COD、色度超过印染废水排放标准。有机物和无机物的富集使得好氧池活性污泥性状不断恶化,活性污泥浓度下降的同时发生污泥膨胀,生化系统趋于崩溃。（2）臭氧气浮作为深度处理工艺,有机物富集现象得到控制,废水循环利用100个周期后生化系统崩溃结束循环。相同循环周期,臭氧气浮控制系统出水的COD和色度显着低于溶气气浮控制时的COD和色度值,40个周期后有机物的富集现象得到控制,其中臭氧气浮出水的COD、氨氮、总磷分别稳定在80、0.9、0.45mg/L,达到印染废水排放标准;无机盐仍呈现不断增长趋势,且增长速度略高于第一试验阶段,其中SO42-、Cl-等离子浓度增长速度加快。好氧池的高盐环境使得好氧池活性污泥浓度显着降低,平均下降速率约为22.28mg/（L·d）（一天为一个循环周期）,约为第一阶段的1/2。（3）臭氧气浮-旁路膜作为深度处理工艺,废水循环利用处理系统运行了180个周期,污泥浓度维持在2200mg/L以上,生化系统处于相对稳定状态。30个周期后系统出水有机物和无机物都处于相对平稳状态,臭氧气浮出水与RO出水混合比例为6:1时,系统出水中的无机盐和有机物富集均得到控制,但系统出水电导率达不到印染废水回用标准。混合比例调整为3:1时,废水有机物和无机盐含量大幅减少,其中再生水的COD、色度、电导率、总铁、总Mn分别在30mg/L、12倍、2450μs/cm、0.1 mg/L、0.018 mg/L左右,达到印染废水回用标准,回用率为72%。
马书雨[9]（2018）在《废纸制浆造纸废水脱钙研究》文中指出近年来,废纸再生造纸技术不断革新,再生纸逐步成为造纸领域的重要支柱。但因废纸成分复杂,钙添加剂较多,产生高Ca2+废水,致使厌氧/好氧生物处理系统钙化严重及膜分离技术中膜结垢,很难实现封闭循环和“零排放”。本论文分别针对废纸制浆造纸厂废水处理工艺中的厌氧进水和二沉池出水两个阶段进行不同程度的脱钙处理,研究内容主要分以下三个部分:第一部分:为了预防厌氧颗粒污泥钙化现象,联合采用化学沉淀法和厌氧回流曝气工艺,对厌氧进水进行脱钙研究。通过投加Ca（OH）2溶液调节pH值为10,控制厌氧出水量与进水量比为1:3,曝气3 h后,Ca2+含量达到工业循环用水标准200 mg/几左右;经FT-IR和XRD分析表明,沉淀主要成分为CaCO3,晶型为致密的方解石。第二部分:以高岭土为原料,研究了合成4A分子筛最佳参数条件:经80℃高温煅烧 2.5 h,碱化反应中控制 n（SiO2）/n（Al2O3）=2.0,n（Na2O）/n（SiO2）=2.6,n（H20）/n（Na2O）=55,于50℃碱化6h,110℃晶化反应6h,合成的分子筛Ca2+单位吸附量可达37.6 mg/g。利用FT-IR、XRD、SEM等证明合成产物与标准4A分子筛特征吻合,且纯度较高。第三部分:为了应对膜分离技术中膜污染结垢问题,进行了合成4A分子筛对制浆造纸废水二沉池出水的脱钙应用研究,当Ca2+浓度为220mg/几时,在反应温度45℃,pH为8,投加量为5 g/L,超声功率100 W的条件下强化吸附100 min,Ca2+去除率可达86.4%,Ca2+浓度降至约30 mg/L。研究表明,合成的4A分子筛对废水中Ca2+的吸附过程,既符合Langmuir和Freundlich等温吸附模型又符合Pseudo二级动力学模型。
任守军[10]（2016）在《糖蜜酒精废水的脱硫工艺研究及其对产气性能的影响》文中提出糖蜜酒精废水广泛的来源及其自身特性决定了其治理的必要性,在诸多治理方法当中,生物厌氧法由于在治理污染的同时,还能产生一定的能源—沼气,取得一定的经济效益,国内对糖蜜酒精废液的生化治理方法中厌氧法是目前应用最广泛的方法之一。糖蜜酒精废水中高浓度的硫酸盐会抑制生化处理产甲烷性能。本文分别分析了物理、化学、生物三种处理方式对糖蜜酒精废水的脱硫效果,并分析各种脱硫方式对厌氧发酵产气性能的影响,探究最佳的脱硫工艺及其对产气性能的影响。对于物化处理方法,处理时间短,本文采用活性炭吸附、BaCl2·2H2O、Ca（OH）2沉淀及铁碳微电池法四种方法对糖蜜酒精废水中的硫酸盐进行预处理,并分析了预处理前后硫酸根及化学需氧量COD的变化,同时评价了预处理过后对厌氧产气性能的影响。实验表明：在500.0g糖蜜酒精废水中添加不同梯度的活性炭,加入8.0 g活性炭,硫酸根去除率达80.0%以上,累积产气率达到437.3 ml·g-1VS;根据废水S元素及BaSO4的分子组成比例,添加70%的BaCl2·2H2O,能全部去除硫酸根,累积产气率达到483.2 ml·g-1VS,产气效果相对最好；同等条件下,添加70%的Ca（OH）2,硫酸根也能全部去除,累积产气率达到436.6 ml·g-1VS;铁碳微电池处理的糖蜜酒精废水,能有效解除硫酸根抑制的影响,并且可以提高废水的可生化性,累积产气率达到451.0 ml·g-1VS。但物化处理法有其自身的缺点：首先活性炭吸附不仅吸附硫酸根,而且对废水中的COD以及微量元素同样有吸附作用；BaCl2·2H2O、Ca（OH）2沉淀法直接沉淀硫酸根的同时也会引入新的离子,对厌氧发酵产生潜在的影响,同样成本问题不容忽视；铁碳微电池反应速度快,要严格控制铁碳投加比以及反应时间。故本文基于物化处理法自身存在的缺点进而探索了糖蜜酒精废水的生物脱硫处理,分为恒温批式脱硫以及连续式脱硫两种。恒温批式脱硫处理周期也长,处理废水量也不大,但所产沼气中H2S含量降低,SO42-的去除情况及COD的保存情况均没有连续式生物脱硫的处理效果好,且连续式生物脱硫为连续处理,处理废水量大。恒温批式脱硫的废水进行厌氧发酵,产气性能明显没有连续式脱硫的废水产气性能好,实验表明：对于恒温批式脱硫,COD的去除率为36.1%,SO42-的去除率可以达到77.7%,累积产气量为317.4 ml·g-1VS,较未经生物处理废水的累积产气量293.1 ml·g-1VS虽然仅提高了8.3%,对于连续式生物脱硫,流量控制在1-8ml/min时,SO42-去除率并没有明显的变化,只是在小幅度内波动,在10 ml/min时由于COD容积负荷过高导致厌氧脱硫系统酸化,SO42-去除率直线下降。COD的保存情况随流量的增加而增大。控制流量在8 ml/min时,对COD的保存情况也可以达到84.6%,对SO42-的去除情况可以达到91.4%。对该废水进行恒温批式厌氧发酵累积产气率为442.4 ml·g-1VS,缺点是处理时间较长。对该废水进行连续式厌氧发酵,产气率可以达到407 ml·g-1VS,产气性能虽然不及恒温批式,但是其为连续处理,处理废水量大。本文的研究得到了国家高新技术研究发展计划（863计划）（2012AA101802）；中国科学院重点部署（KGZD-EW-304-1）:糖蜜乙醇废液制备生物燃气技术攻关与产业化示范（2015AA04009）等项目的联合资助。
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。
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。
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。
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 地下水中阿特拉津的污染现状及修复治理 |
| 1.2.1 地下水中阿特拉津的污染现状 |
| 1.2.2 阿特拉津污染地下水的修复方法 |
| 1.3 零价铁技术的研究现状 |
| 1.3.1 零价铁技术在地下水修复中的应用 |
| 1.3.2 零价铁技术的局限性 |
| 1.3.3 零价铁技术的研究进展 |
| 1.4 地下水环境对零价铁技术的影响 |
| 1.4.1 地下水中影响零价铁技术的因素 |
| 1.4.2 地下水化学组分对零价铁技术的影响 |
| 1.5 研究目标、研究内容及思路 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究思路 |
| 第2章 硫化微米零价铁的改性及最佳制备条件筛选 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料制备 |
| 2.2.1 硫化微米零价铁的制备 |
| 2.2.2 镍负载的微米零价铁的制备 |
| 2.2.3 不同硫化和镍负载改性策略制备镍-硫复合微米零价铁 |
| 2.3 实验及分析方法 |
| 2.3.1 阿特拉津的降解批实验方法 |
| 2.3.2 检测分析方法 |
| 2.4 材料表征 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 最佳改性硫源及S/Fe摩尔比 |
| 2.5.2 最佳金属镍的负载比例 |
| 2.5.3 最佳改性硫化微米零价铁的制备 |
| 2.6 材料结构与表征 |
| 2.6.1 扫描电镜分析 |
| 2.6.2 X-射线衍射分析 |
| 2.6.3 X-射线光电子能谱分析 |
| 2.6.4 磁性分析 |
| 2.6.5 疏水性分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 改性硫化微米零价铁对阿特拉津的去除效能及降解路径研究 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 材料制备 |
| 3.3 实验及分析方法 |
| 3.3.1 降解批实验方法 |
| 3.3.2 检测分析方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 反应动力学和去除机制 |
| 3.4.2 反应体系中pH和Eh的变化规律 |
| 3.4.3 反应体系溶液中Fe~(2+)的变化规律 |
| 3.4.4 反应体系中镍的变化规律 |
| 3.4.5 阿特拉津的降解路径 |
| 3.4.6 析氢反应和电子转移 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同地下水环境对改性硫化微米零价铁降解阿特拉津的影响研究 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 材料制备 |
| 4.3 实验及分析方法 |
| 4.3.1 不同水环境降解实验方法 |
| 4.3.2 检测方法 |
| 4.3.3 老化材料的表征 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 去除率及水化学特征 |
| 4.4.2 析氢反应和效率 |
| 4.4.3 老化材料的表征及分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间的科研情况 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题目的及意义 |
| 1.2 国内水环境现状及其治理概况 |
| 1.3 生活污水脱氮除磷机理 |
| 1.3.1 传统生物脱氮机理 |
| 1.3.2 传统生物除磷机理 |
| 1.3.3 生物脱氮除磷新理论 |
| 1.4 生物脱氮除磷工艺研究现状 |
| 1.4.1 A~2/O工艺 |
| 1.4.2 UCT/MUCT工艺 |
| 1.4.3 JHB工艺 |
| 1.4.4 Dephanox工艺 |
| 1.4.5 A/O工艺 |
| 1.4.6 组合工艺 |
| 1.5 本课题的研究内容与意义 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置及控制策略 |
| 2.1.1 多级A/O生物膜工艺+BAF系统 |
| 2.2 试验用水及接种污泥 |
| 2.2.1 试验用水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验方式 |
| 2.4 分析项目及检测方法 |
| 2.5 计算方法 |
| 2.5.1 3种流量分配比的计算 |
| 第三章 多级A/O生物膜工艺+BAF系统的启动与运行 |
| 3.1 多级A/O生物膜反应器及BAF的启动运行策略 |
| 3.2 多级A/O生物膜工艺+BAF启动过程各污染物去除效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 不同流量分配对多级A/O生物膜工艺+BAF系统的影响 |
| 4.1 试验运行条件与控制策略 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同流量分配方式下有机物去除特性 |
| 4.2.2 不同流量分配方式下氮素的去除特性 |
| 4.2.3 不同流量分配方式下TP的去除特性及各污染物沿程变化情况 |
| 4.2.4 不同流量分配方式下污泥特性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 HRT对多级A/O生物膜工艺+BAF系统的影响 |
| 5.1 试验运行条件与控制策略 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 水力停留时间对系统整体COD降解性能的影响 |
| 5.2.2 水力停留时间对系统氮素降解性能的影响 |
| 5.2.3 水力停留时间对系统TP降解性能的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 曝气强度对多级A/O生物膜工艺+BAF系统的影响 |
| 6.1 试验运行条件与控制策略 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 曝气强度对系统COD降解性能的影响 |
| 6.2.2 曝气强度对系统氮素去除效果的影响 |
| 6.2.3 曝气强度对系统TP去除效果的影响 |
| 6.2.4 曝气强度和HRT双因素对系统污染物去除效果的影响 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 摘要 |
| abstract |
| 主要缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 稀土元素与绿色经济 |
| 1.2 离子型稀土的开采和环境影响 |
| 1.3 离子型稀土矿区地下水污染治理技术 |
| 1.4 Anammox工艺的研究进展 |
| 1.5 Anammox的影响因素分析 |
| 1.6 主要研究内容与创新点 |
| 1.6.1 主要研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.6.3 主要创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验耗材 |
| 2.1.2 实验器材 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 化学指标测定 |
| 2.2.2 生物化学指标的测定 |
| 2.2.3 EPS的提取与表征 |
| 2.2.4 稀土元素的分布与测定 |
| 2.2.5 FISH分析 |
| 2.2.6 形态学观察 |
| 2.2.7 微生物群落分析 |
| 2.3 反应器和样品信息 |
| 2.3.1 反应器信息 |
| 2.3.2 样品信息 |
| 第3章 不同接种污泥启动Anammox反应的研究 |
| 3.1 系统运行 |
| 3.1.1 接种污泥的来源 |
| 3.1.2 培养基和运行参数 |
| 3.2 反应器脱氮性能 |
| 3.2.1 以新鲜污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-1 启动性能 |
| 3.2.2 以存储污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-2 启动性能 |
| 3.2.3 以活性污泥为接种物的Anammox SBR反应器R3-3 启动性能 |
| 3.3 污泥的形态学观察 |
| 3.4 污泥的FISH结果 |
| 3.5 DNA的 PCR扩增结果 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 稀土元素La对 AnAOB富集过程的影响 |
| 4.1 系统运行 |
| 4.1.1 启动策略 |
| 4.1.2 接种污泥和反应器运行 |
| 4.1.3 冷藏后性能恢复 |
| 4.2 La对 AnAOB富集过程脱氮性能的影响 |
| 4.2.1 异位启动策略下的Anammox反应器脱氮性能分析 |
| 4.2.2 原位、半原位富集策略下的Anammox SBR反应器脱氮性能分析 |
| 4.2.3 La添加对Anammox反应器启动性能的影响 |
| 4.3 La对 AnAOB冷藏后活性恢复的影响 |
| 4.4 La对 AnAOB富集过程中污泥形态的影响 |
| 4.5 La对污泥菌落组成的影响 |
| 4.6 La对 AnAOB富集过程中群落组成变化的影响 |
| 4.6.1 La对 AnAOB富集过程中门水平上群落结构分布变化的影响 |
| 4.6.2 La对 AnAOB富集过程中种水平上群落组成变化的影响 |
| 4.6.3 La对 AnAOB富集过程中物种多样性的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 稀土元素La对 Anammox颗粒污泥的长期影响 |
| 5.1 系统运行和数据分析 |
| 5.1.1 接种污泥 |
| 5.1.2 系统运行 |
| 5.1.3 序批实验 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 La(Ⅲ)对AnAOB脱氮性能的影响 |
| 5.3 EPS分泌对La(Ⅲ)添加的响应 |
| 5.4 La在体系内的分布 |
| 5.5 生物化学指标及酶活性 |
| 5.6 微生物群落结构分析 |
| 5.6.1 微生物的群落结构组成和多样性 |
| 5.6.2 La(Ⅲ)胁迫下的优势属的变化 |
| 5.6.3 与EPS分泌相关的功能基因 |
| 5.6.4 La(Ⅲ)跨膜转运基因预测 |
| 5.7 La(Ⅲ)对AnAOB的影响机制探究 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 对硝基酚污染物的理化性质、危害及处理方法 |
| 1.2.1 对硝基酚的理化性质 |
| 1.2.2 对硝基酚污染物的危害 |
| 1.2.3 对硝基酚污染物的处理方法 |
| 1.3 微生物降解对硝基酚污染物的研究进展 |
| 1.3.1 降解对硝基酚的微生物 |
| 1.3.2 对硝基酚污染物的微生物代谢条件 |
| 1.3.3 对硝基酚污染物的微生物代谢机理 |
| 1.4 光合细菌开发应用研究进展 |
| 1.4.1 光合细菌的生理生化特征 |
| 1.4.2 光合细菌在芳香化合物污染处理方面的应用 |
| 1.5 本研究的目的内容及技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 菌株来源 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 培养基的配制与菌株驯化 |
| 2.2.2不同体系对H菌株降解PNP的影响实验 |
| 2.2.3 H菌株生长动力学 |
| 2.2.4不同光照供氧强度对降解率的影响实验 |
| 2.2.5 单因素法确定不同环境因素对降解率的影响 |
| 2.2.6 优化H菌株降解PNP条件 |
| 2.2.7响应面优化最佳条件下H菌株对PNP降解特性实验 |
| 2.2.8 H菌株降解PNP中间产物分离 |
| 2.2.9 H菌株对苯二酚1,2-双加氧酶酶活性测定 |
| 2.2.10 不同种类碳源、Na Cl浓度及金属离子对PNP降解及细胞产酶量影响实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 PNP浓度的测定 |
| 2.3.2 PNP降解产物的质谱检测 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 H菌株降解PNP的特性研究 |
| 3.1.1 不同体系对H菌株降解PNP的影响实验分析 |
| 3.1.2 H菌株生长动力学参数确定 |
| 3.1.3 不同光照供氧强度对降解率的影响实验分析 |
| 3.1.4 不同环境因素对降解率的影响 |
| 3.1.5响应面分析优化结果及验证实验 |
| 3.1.6 响应面优化后最佳条件下H菌株对PNP降解特性分析 |
| 3.2 H菌株降解PNP的途径及产酶特性初探 |
| 3.2.1 高效液相色谱(HPLC)法分析H菌株代谢产物及推测代谢途径 |
| 3.2.2 H菌株对苯二酚1,2-双加氧酶酶活性分析 |
| 3.2.3 不同种类碳源、Na Cl浓度及金属离子对H菌株降解PNP及细胞产酶量影响 |
| 4 全文总结 |
| 4.1 研究结论 |
| 4.2 研究的创新点 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤退化研究进展 |
| 1.2.2 土壤微生物多样性概况 |
| 1.2.3 矿区退化土壤及复垦的微生物研究 |
| 1.2.4 酸化土壤及调控的微生物研究 |
| 1.2.5 重金属污染土壤及修复的微生物研究 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 理论基础与微生物的研究方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 人类发展观的转变 |
| 2.1.2 恢复生态学理论 |
| 2.1.3 生态系统平衡原理 |
| 2.1.4 可持续发展理论 |
| 2.1.5 微生物生物地理学 |
| 2.1.6 生态位理论和中性理论 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 土壤DNA的提取 |
| 2.2.2 PCR扩增和高通量测序 |
| 2.2.3 OTU聚类与分类学分析 |
| 2.2.4 群落组成分析 |
| 2.2.5 Alpha多样性分析 |
| 2.2.6 环境因子关联分析 |
| 3 露天矿开采及不同模式复垦对土壤及微生物的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区概况 |
| 3.1.2 样地设计 |
| 3.1.3 样品的采集与分析 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同复垦模式土壤理化性质的特征 |
| 3.2.2 不同复垦模式土壤养分含量的特征 |
| 3.2.3 土壤性状的描述性统计分析 |
| 3.2.4 土壤微生物群落的结构分析 |
| 3.2.5 土壤微生物群落的α多样性分析 |
| 3.2.6 矿区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同复垦模式土壤养分的变化 |
| 3.3.2 不同复垦模式微生物特征的变化 |
| 本章小结 |
| 4 酸化土壤及碳酸钙的施加对土壤及微生物的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区概况 |
| 4.1.2 样地设计 |
| 4.1.3 样品的采集与分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同CaCO_3施加量对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.2 不同CaCO_3施加量对土壤氮循环的影响 |
| 4.2.3 不同CaCO_3施加量对土壤呼吸的影响 |
| 4.2.4 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落结构的影响 |
| 4.2.5 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落α多样性的影响 |
| 4.2.6 酸化土壤关键细菌与环境因素的相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 CaCO_3施加对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 CaCO_3施加对土壤氮循环的影响 |
| 4.3.3 CaCO_3施加对土壤呼吸的影响 |
| 4.3.4 CaCO_3施加对土壤微生物的影响 |
| 本章小结 |
| 5 重金属污染土壤及生物炭的施加对土壤及微生物的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区概况 |
| 5.1.2 样地设计 |
| 5.1.3 样品的采集与分析 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤p H及 Cd含量的变化 |
| 5.2.2 土壤养分特征的变化 |
| 5.2.3 土壤微生物量和酶活性的变化 |
| 5.2.4 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.2.5 土壤细菌群落α多样性的变化 |
| 5.2.6 重金属污染区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 生物炭对土壤pH及 Cd含量的影响 |
| 5.3.2 生物炭对土壤养分特征的影响 |
| 5.3.3 生物炭对土壤微生物量和酶活性的影响 |
| 5.3.4 生物炭对土壤细菌群落结构的影响 |
| 本章小结 |
| 6 不同退化类型微生物群落结构及多样性分析 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 不同分类水平下各样地菌群结构组成 |
| 6.1.2 微生物群落在门水平的组成分析 |
| 6.1.3 微生物群落在纲水平的组成分析 |
| 6.1.4 不同退化类型菌群OTU分析 |
| 6.1.5 不同退化类型土壤微生物丰富度与多样性分析 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 不同退化类型微生物群落共性及差异性分析 |
| 6.2.2 影响不同退化类型土壤微生物差异的环境驱动因素 |
| 6.2.3 微生物的生态功能 |
| 6.2.4 微生物群落的地理分布格局研究 |
| 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 明胶生产废水的来源与特性 |
| 1.1.1 明胶生产废水的来源 |
| 1.1.2 明胶废水水质特性 |
| 1.2 明胶废水的处理 |
| 1.2.1 明胶废水的处理方法 |
| 1.2.2 明胶废水处理的难题 |
| 1.3 微生物对金属离子吸附的研究 |
| 1.3.1 微生物吸附金属离子的种类 |
| 1.3.2 微生物对金属离子的吸附机理 |
| 1.3.3 影响微生物吸附效果的因素 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 明胶废水处理过程中的水质及微生物菌群变化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料与试剂 |
| 2.1.2 试验仪器与设备 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.1.4 数据统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 细菌群落与水质环境因子之间的关系 |
| 2.2.2 各样品的Venn图和Alpha多样性分析 |
| 2.2.3 各样品的微生物菌群结构分析 |
| 2.2.4 各样品的群落结果差异分析 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 明胶废水中耐钙菌株的筛选、鉴定及其培养条件优化 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料与试剂 |
| 3.1.2 试验仪器与设备 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.1.4 数据统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 耐钙菌株的鉴定 |
| 3.2.2 耐钙菌株的生长特性 |
| 3.2.3 耐钙菌株培养条件优化 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 耐钙菌株钙吸附条件优化及吸附机理 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料与试剂 |
| 4.1.2 试验仪器与设备 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.1.4 数据统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 耐钙菌株对钙离子吸附条件的优化 |
| 4.2.2 耐钙菌株吸附前后的结构表征 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A(攻读学位期间所发表的学术论文目录) |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写清单 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 垃圾焚烧渗沥液概述 |
| 1.3 垃圾焚烧渗沥液厌氧生物处理工艺的研究现状 |
| 1.3.1 厌氧消化基本原理 |
| 1.3.2 垃圾焚烧渗沥液的厌氧生物处理工艺及目前存在的问题 |
| 1.4 导电材料促进DIET强化厌氧产甲烷过程的研究现状 |
| 1.4.1 直接种间电子传递机制 |
| 1.4.2 直接种间电子传递产甲烷过程 |
| 1.4.3 导电材料强化DIET和厌氧产甲烷过程的作用机制 |
| 1.5 导电材料强化厌氧生物处理工艺的技术应用及现存的问题 |
| 1.6 研究目的和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 研究内容和技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及装置 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 实验用接种污泥 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 实验所用的仪器和药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验用药品 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 垃圾焚烧渗沥液中复合抑制因子对厌氧产甲烷过程的影响研究 |
| 2.3.2 纳米磁铁矿强化厌氧反应器处理高浓度渗沥液的研究 |
| 2.3.3 碳布强化厌氧反应器抗高渗沥液有机负荷冲击的研究 |
| 2.3.4 颗粒活性炭强化厌氧反应器直接处理渗沥原液的研究 |
| 2.4 纳米磁铁矿的制备方法 |
| 2.5 微生物群落结构分析方法 |
| 2.5.1 污泥样品DNA的提取 |
| 2.5.2 PCR扩增 |
| 2.5.3 变性梯度凝胶电泳 |
| 2.5.4 污泥样品高通量测序 |
| 2.5.5 污泥样品宏基因组测序 |
| 2.6 厌氧污泥产甲烷活性的测定 |
| 2.7 厌氧污泥导电性的测定 |
| 2.8 化学分析方法 |
| 2.8.1 气体组分测定方法 |
| 2.8.2 水质组分测定方法 |
| 2.8.3 挥发性脂肪酸测定方法 |
| 3 渗沥液中复合抑制因子对厌氧产甲烷过程的影响研究 |
| 3.1 垃圾焚烧渗沥液中复合抑制因子对厌氧产甲烷过程的影响 |
| 3.1.1 复合抑制因子对厌氧污泥产甲烷活性的影响 |
| 3.1.2 复合抑制因子对COD去除率的影响 |
| 3.1.3 复合抑制因子对VFAs降解的影响 |
| 3.2 垃圾焚烧渗沥液中抑制因子对微生物群落结构的影响研究 |
| 3.2.1 复合抑制因子对厌氧污泥中细菌群落结构的影响 |
| 3.2.2 复合抑制因子对厌氧污泥中古菌群落结构的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 纳米磁铁矿强化厌氧反应器处理高浓度渗沥液的研究 |
| 4.1 纳米磁铁矿强化厌氧生物反应器处理高浓度渗沥液的处理效能 |
| 4.1.1 厌氧生物反应器的COD去除效果 |
| 4.1.2 厌氧生物反应器的产甲烷速率及甲烷转化率 |
| 4.1.3 厌氧生物反应器的出水VFAs |
| 4.2 纳米磁铁矿强化的厌氧体系中DIET的代谢途径 |
| 4.2.1 细菌群落结构的变化 |
| 4.2.2 古菌群落结构的变化 |
| 4.2.3 DIET的代谢途径 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 碳布强化厌氧生物反应器抗高渗沥液有机负荷冲击的研究 |
| 5.1 碳布强化厌氧生物反应器抗高渗沥液有机负荷冲击的处理效能 |
| 5.1.1 厌氧生物反应器的COD去除效果 |
| 5.1.2 厌氧生物反应器的甲烷产率及甲烷含量 |
| 5.1.3 厌氧生物反应器的出水VFAs |
| 5.2 厌氧反应器中污泥导电性的变化 |
| 5.3 碳布强化的处理渗沥液的厌氧体系中DIET的代谢途径 |
| 5.3.1 细菌群落结构的变化 |
| 5.3.2 古菌群落结构的变化 |
| 5.3.3 DIET的代谢途径 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 颗粒活性炭强化厌氧反应器直接处理渗沥原液的研究 |
| 6.1 颗粒活性炭强化厌氧生物反应器直接处理渗沥原液的处理效能 |
| 6.1.1 厌氧生物反应器的COD去除效果 |
| 6.1.2 厌氧生物反应器的甲烷产率及甲烷转化率 |
| 6.1.3 厌氧生物反应器的出水VFAs |
| 6.2 厌氧反应器中污泥导电性的变化 |
| 6.3 宏基因组分析揭示反应器中微生物代谢过程的变化 |
| 6.3.1 细菌群落结构的变化 |
| 6.3.2 古菌群落结构的变化 |
| 6.4 颗粒活性炭促进DIET强化厌氧产甲烷过程的宏基因组证据 |
| 6.4.1 三价铁还原菌丰度的变化 |
| 6.4.2 参与DIET的细菌功能基因丰度的变化 |
| 6.4.3 参与DIET的古菌功能基因丰度的变化 |
| 6.4.4 DIET的传递机制 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 印染废水特点 |
| 1.1.2 印染废水处理及回用现状 |
| 1.2 印染废水循环利用污染物富集危害 |
| 1.2.1 有机物富集的危害 |
| 1.2.2 无机盐富集的危害 |
| 1.3 印染废水处理方法 |
| 1.3.1 常规印染废水处理方法 |
| 1.3.2 印染废水深度处理方法 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 课题来源 |
| 1.4.5 论文结构 |
| 2 实验设计与方法 |
| 2.1 印染废水配方 |
| 2.2 试验装置及工艺运行参数 |
| 2.3 印染废水循环利用实验设计 |
| 2.3.1 实验进度安排 |
| 2.3.2 活性污泥的培养与驯化 |
| 2.3.3 循环试验运行 |
| 2.4 测定方法 |
| 2.4.1 水质指标测定 |
| 2.4.2 活性污泥指标测定 |
| 3 气浮工艺对富集污染物的处理特性 |
| 3.1 循环过程中有机物的处理效果 |
| 3.1.1 COD的去除 |
| 3.1.2 氨氮和总磷的去除 |
| 3.1.3 色度的去除 |
| 3.2 循环过程中无机盐的处理效果 |
| 3.2.1 TDS和电导率的去除 |
| 3.2.2 Cl~-和SO_4~(2-)的变化 |
| 3.2.3 Na~+和Ca~(2+)的变化 |
| 3.2.4 Al的变化 |
| 3.2.5 总Fe和总Mn的变化 |
| 3.3 循环过程中污泥性状的变化 |
| 3.3.1 污泥浓度变化 |
| 3.3.2 污泥活性变化 |
| 3.3.3 污泥沉降性能变化 |
| 3.4 小结 |
| 4 臭氧气浮工艺对富集污染物的处理特性 |
| 4.1 循环过程中有机物的处理效果 |
| 4.1.1 COD的去除 |
| 4.1.2 氨氮和总磷的去除 |
| 4.1.3 色度的去除 |
| 4.2 循环过程中无机盐的处理效果 |
| 4.2.1 TDS和电导率的去除 |
| 4.2.2 Cl~-和SO_4~(2-)的变化 |
| 4.2.3 Na~+和Ca~(2+)的变化 |
| 4.2.4 Al的变化 |
| 4.2.5 总Fe和总Mn的变化 |
| 4.3 循环过程污泥性状的变化 |
| 4.3.1 污泥浓度变化 |
| 4.3.2 污泥活性变化 |
| 4.3.3 污泥沉降性能变化 |
| 4.4 小结 |
| 5 臭氧气浮-旁路膜处理工艺对富集污染物的调控 |
| 5.1 循环过程中有机物的处理效果 |
| 5.1.1 COD的去除 |
| 5.1.2 氨氮和总磷的去除 |
| 5.1.3 色度的去除 |
| 5.2 循环过程中无机盐的处理效果 |
| 5.2.1 TDS和电导率的去除 |
| 5.2.2 Cl~-和SO_4~(2-)的变化 |
| 5.2.3 Na~+和Ca~(2+)的变化 |
| 5.2.4 Al的变化 |
| 5.2.5 总Fe和总Mn的变化 |
| 5.3 循环过程污泥性状变化 |
| 5.3.1 污泥浓度变化 |
| 5.3.2 污泥活性变化 |
| 5.3.3 污泥沉降性能变化 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 研究生学习阶段发表论文情况 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 废纸制浆造纸废水来源及特性 |
| 1.3 造纸废水中Ca~(2+)浓度过高的危害 |
| 1.3.1 Ca~(2+)浓度过高对抄纸工序的影响 |
| 1.3.2 Ca~(2+)浓度过高对厌氧处理的影响 |
| 1.3.3 Ca~(2+)浓度过高对膜分离技术的影响 |
| 1.4 废水中去除Ca~(2+)的研究现状 |
| 1.4.1 厌氧生物处理阶段 |
| 1.4.2 深度处理阶段 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 废纸制浆造纸废水厌氧处理前脱钙研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料及方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 pH对碱度及Ca~(2+)去除效果的影响 |
| 2.3.2 曝气时间对pH、碱度及Ca~(2+)去除效果的影响 |
| 2.3.3 混合比对Ca~(2+)去除效果的影响 |
| 2.4 实验表征分析 |
| 2.4.1 FT-IR分析 |
| 2.4.2 XRD分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 高岭土合成4A分子筛的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 高岭土煅烧温度对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.2 高岭土煅烧时间对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.3 硅铝比对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.4 钠硅比对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.5 水钠比对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.6 碱化反应温度对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.7 碱化反应时间对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.8 结晶反应温度对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.3.9 结晶反应时间对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 3.4 合成表征分析 |
| 3.4.1 FT-IR分析 |
| 3.4.2 XRD分析 |
| 3.4.3 SEM分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 4A分子筛对制浆造纸废水深度脱钙研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 时间对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.2 作用方式对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.3 超声功率对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.4 温度对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.5 pH对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.6 投加量对Ca~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.4 分子筛吸附理论研究 |
| 4.4.1 吸附热力学研究 |
| 4.4.2 吸附动力学研究 |
| 4.5 吸附前后表征分析 |
| 4.5.1 FT-IR分析 |
| 4.5.2 XRD分析 |
| 4.5.3 SEM分析 |
| 4.5.4 XPS分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 糖蜜酒精废水的来源、特性和危害 |
| 1.1.1 糖蜜酒精废水的来源 |
| 1.1.2 糖蜜酒精废水的特点 |
| 1.1.3 糖蜜酒精废水的危害 |
| 1.2 糖蜜酒精废水的处理工艺国内外研究现状 |
| 1.2.1 浓缩焚烧法 |
| 1.2.2 浓缩干化处理 |
| 1.2.3 农田灌溉法 |
| 1.2.4 电絮凝技术 |
| 1.2.5 厌氧—好氧法 |
| 1.3 糖蜜酒精废水中高浓度硫酸盐对厌氧产气性能的影响 |
| 1.3.1 S RB对厌氧发酵的影响 |
| 1.3.3 高硫酸盐有机废水厌氧处理技术概述 |
| 1.3.4 S RB的富集 |
| 1.4 研究内容及目的 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 第2章 物化预处理糖蜜酒精废水效果分析 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 主要实验材料 |
| 2.1.2 分析方法与仪器 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 活性炭吸附预处理实验 |
| 2.2.2 化学试剂沉淀预处理 |
| 2.2.3 铁碳微电池预处理实验 |
| 2.3 物化预处理实验效果分析 |
| 2.3.1 活性炭吸附预处理实验 |
| 2.3.2 化学试剂预处理对硫酸根的去除效果 |
| 2.3.3 铁碳微电池处理糖蜜酒精废水 |
| 2.4 各处理效果之间综合比较分析 |
| 第3章 物化预处理对厌氧产气性能的影响研究 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 主要实验材料 |
| 3.1.2 分析方法与仪器 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 活性炭吸附预处理对产气性能的影响 |
| 3.4 化学试剂预处理后与对照组产气效果对比 |
| 3.4.1 BaCl_2·2H_20预处理后与对照组产气效果对比 |
| 3.4.2 Ca(OH)_2预处理后与对照组产气效果分析 |
| 3.4.3 铁碳微电池处理糖蜜酒精废水的产气效果分析 |
| 3.5 物化预处理对产气性能的影响总结 |
| 第4章 生物处理糖蜜酒精废水脱硫效果分析 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 主要实验材料 |
| 4.1.2 分析方法与仪器 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 恒温批式脱硫实验 |
| 4.2.2 连续脱硫实验 |
| 4.3 生物脱硫对糖蜜酒精废水成分的影响 |
| 4.3.1 恒温批式生物脱硫效果分析 |
| 4.3.2 连续式生物脱硫效果分析 |
| 4.3.3 不同处理流量下对硫酸根去除效果及COD保存情况比较 |
| 第5章 生物脱硫对厌氧产气性能的影响研究 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 主要实验材料 |
| 5.1.2 分析方法与仪器 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.2.1 恒温批式生物脱硫厌氧发酵 |
| 5.2.2 连续式脱硫厌氧发酵 |
| 5.2.3 连续式脱硫连续式厌氧发酵 |
| 5.3 生物脱硫对产气性能的影响 |
| 5.3.1 恒温批式生物脱硫对厌氧产气性能的影响 |
| 5.3.2 连续式脱硫对恒温批式厌氧发酵产气性能的影响 |
| 5.3.3 连续式脱硫连续式厌氧发酵的产气性能 |
| 5.4 生物脱硫对产气性能影响总结 |
| 5.5 生物脱硫与物化脱硫效果及其对产气性能影响对比 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士学位期间发表的论文情况 |
| 附录B 主要实验试剂 |
| 附录C 主要实验设备及用途 |
