一、生物系统固定化强化除藻试验及机理浅析（论文文献综述）
刘明文[1]（2021）在《水生植物与微生物协同修复富营养化水体的效能研究》文中认为本论文通过对比不同水生植物及其相互组合系统对富营养化水体的修复效果,研究水生植物相互组合对富营养化水体的协同修复作用,分析植物吸收同化与微生物作用分别对水体氮磷去除的贡献。利用聚氨酯载体固定化微生物,研究了生物载体对富营养化水体的修复效能。最后,研究了植物与生物载体组合对富营养化水体的修复效能,探究植物与生物膜的协同修复作用和对主要污染物的去除机理。主要结论如下:（1）苦草、菖蒲和凤眼莲3种水生植物对不同营养物质的吸收特性不同、生物体表面优势菌属和功能性微生物不同。苦草、菖蒲和凤眼莲3种水生植物相互组合,提高了系统对营养物质吸收的多样性和系统在不同氮磷浓度下的吸收速率,使得系统中植物对氮磷营养盐的吸收同化量增加。水体NH4+-N、NO3--N、TN和TP初始浓度分别为4.0、8.0、12.0和0.8 mg·L-1时,苦草+菖蒲+凤眼莲组的平均去除率分别为98.30%、79.80%、80.34%和97.50%,高于其他组。（2）在植物修复系统中,去除氮磷的主要途径是植物吸收同化,其对TN和TP的平均去除率分别为31.57%～52.43%和35.98%～67.68%;其次是微生物和其他作用,其对TN和TP的平均去除率分别为16.24%～42.73%和28.57%～72.17%;而底物吸附的贡献较小,分别去除TN的2.53%～3.51%和TP的0.80%～4.11%。（3）聚氨酯载体的生物挂膜时间为14～20 d,第14d时,载体表面附着的生物膜基本稳定,单个载体细菌数量约为4×109个、附着生物膜质量约为0.20g。生物载体对富营养化水体修复效果显着,当载体填充率为2%、在14d的修复实验结束时,水中NH4+-N、TN和TP去除率分别达到99.0%、58.3%和92.5%,高于1%填充率组。（4）在动态修复实验中,植物+生物载体组修复系统对NH4+-N、TN和TP的去除率最高,进水浓度分别为2.0、4.0、0.4 mg·L-1、水力停留时间为2 d时,出水浓度分别稳定在0.2～0.5mg·L-1、0.5～1.2 mg·L-1、0.03～0.10mg·L-1,去除率最高分别达到89.0%、87.5%和92.5%。（5）在植物+生物载体组系统中,植物生长受到载体影响,植物鲜重增长率比植物组低8.9%。随着实验进行,生物载体组和植物+生物载体组的单个载体活细菌数均有下降,生物膜活性降低。但是植物+生物载体组合能有效抑制生物膜的脱落和活细菌数的减少。实验第28d时,植物+生物载体组的单个载体活细菌含量比生物载体组高37.9%。（6）应用高通量测序技术分析植物组、生物载体组和植物+生物载体组3个修复系统中微生物群落结构,结果表明植物+生物载体系统丰富了功能微生物的多样性。出现了其他系统未出现或丰度远高于其他系统的脱氮除磷菌种（如硝化螺旋菌属、根瘤菌属）。生物组合净化系统既能提高水中氮磷的去除效能,又能增强净化系统的稳定性。
蔡若宇[2]（2021）在《Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果及机理研究》文中研究指明现如今大量氮、磷等营养物质不断的排入水体,使水体中营养盐失去平衡,导致富营养化问题日益加重,在我国乃至世界范围内有害藻华爆发的频率、强度、影响范围和持续时间呈现不断上升的趋势,造成水质严重恶化,影响饮用水供水安全,威胁人类健康。在中国,改性粘土治理有害藻华的研究起于上世纪90年代初,它被认为是一种安全高效且最具潜力的除藻方法。本文采用主要成分为植物单宁的水处理剂Tanfloc改性安全廉价的硅藻土用于絮凝去除有害藻华,分别探究了投加量、水体p H值、复合比、静沉时间、胞外分泌物（EOM）、藻类生长期及混凝时间等因素对Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果的影响;通过正交试验探寻最佳实验条件,并综合其对实际水体中培养的藻类细胞的絮凝效果及水体氮、磷营养盐浓度的影响分析实际应用的可行性;通过硅藻土改性前后表面形貌和晶体结构的变化、藻细胞絮体形态和Zeta电位分析等方面阐述其絮凝除藻机理。得出主要结论如下:（1）未经改性的硅藻土絮凝除藻能力较差,投加量为30 mg/L时,对藻细胞的去除率仅为11.51%。而Tanfloc对水体中的藻细胞去除效果较好,当投加量达到10mg/L时,对藻细胞密度的去除率达到了93.5%,但絮体较为松散。（2）经过Tanfloc改性后的硅藻土絮凝除藻能力显着提高,当投加量为64mg/L,m Tanfloc:m硅藻土=1:15时絮凝除藻效果最佳,对藻细胞、浊度、chl-a三者的去除率分别达到了97.1%、89.8%、99.1%,且所形成的絮体粘结紧密,沉降性能良好。（3）EOM可分为溶解于培养基中的溶解性细胞外有机物（d EOM）和粘附于细胞表面的结合性细胞外有机物（b EOM）,d EOM浓度对改性硅藻土絮凝除藻效果几乎没有影响,但高浓度的b EOM对其有一定的阻碍作用。少量的EOM对改性硅藻土絮凝除藻有一定的促进作用,而随着水体中EOM浓度的升高,其对絮凝的阻碍作用也随之增强。搅拌时间及静沉时间对Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果影响较小,改性硅藻土能在较短的时间内有效的絮凝去除水体中的藻类细胞。（4）正交实验结果表明,投加量为128mg/L,复合比为1∶12,静沉时间为15min,对藻密度、浊度及chl-a三者的去除率分别达到了98.33%、94.34%、98.10%,此时絮凝除藻效果较好且处理成本较低。Tanfloc改性硅藻土针对原水培养的藻细胞也同样有着高效的絮凝去除能力,当投加量为172mg/L时对浊度、藻细胞密度及chl-a三者去除率分别达到89.81%、98.65%、100%。由此可见,Tanfloc改性硅藻土可应用于实际水源水处理。（5）随着Tanfloc在改性硅藻土中占比的升高,硅藻土表面电位由负转正,与不同生长期均带负电的藻细胞在压缩双电层与电性中和作用下相互碰撞、聚集沉降。硅藻土改性前后的成分及结构分析表明,Tanfloc只是附着于硅藻土的表面,改变其晶体结构,并未插进硅藻土的内部,也并未改变硅藻土层间距。藻絮体形态分析表明,Tanfloc的架桥网捕作用将絮体粘结在一起,得到以硅藻土为凝结核的藻絮体,加快了沉降速度。Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻主要机理为电性中和、吸附架桥和网捕卷扫作用。（6）Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对水体营养盐的影响研究表明,Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻后,水体中的TDN和TDP浓度变化规律与空白对照组基本一致,说明该方法絮凝去除有害藻华时对水体N、P营养盐的浓度基本没有影响。藻细胞被改性硅藻土絮凝沉降至水底后在长时间内并未出现再悬浮现象,说明Tanfloc改性硅藻土的投加可在较长时间内控制水体藻细胞密度及chl.a浓度。
魏志莹,叶愉群,杨秀雯,宋金诺,陈立斌[3]（2020）在《溶藻菌固定技术在除藻中的应用研究进展》文中研究说明对溶藻菌的类型以及其溶藻机理进行了概述,探讨了溶藻细菌固定的载体与方法,指出了固定化技术现有的不足,并对固定化溶藻菌的应用前景进行了评述。
宋琪[4]（2020）在《Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究》文中进行了进一步梳理当前我国社会经济快速发展的同时,环境问题也日趋严重,其中淡水资源富营养化而导致的蓝藻频发是最严重的问题之一,水生生态系统结构被破坏,鱼、虾等水生生物产量锐减,同时还存在着危害人类健康的风险。然而常规的处理技术,或处理效果差,或处理成本高,或存在二次污染的风险,因此寻求一种安全高效经济的治理蓝藻暴发的措施是当前水产养殖的关键。本论文以蓝藻优势物种铜绿微囊藻为研究对象,开展了Fe2+/过硫酸盐(Fe2+/PS)实现高效低破损去除铜绿微囊藻以及微囊藻毒素的条件以及机理研究;考察了在实际养殖水体处理条件下,含藻底泥堆置期间铜绿微囊藻、胞外有机物以及微囊藻毒素的行为变化,以期评估含藻底泥堆置期间的风险;同时还考察了Fe2+/PS处理技术对斑马鱼的毒理效应,进一步评估Fe2+/PS用于治理蓝藻暴发问题的安全性。主要结论如下:（1）Fe2+/PS通过预氧化降解藻类有机物（AOMs）,降低了铜绿微囊藻细胞的稳定性,同时形成的原位Fe（Ⅲ）提高了絮凝处理效果,SO4·-和OH·是降解AOMs的主要作用自由基,其中溶解性代谢产物与蛋白质类物质更易被氧化。最佳的预氧化-絮凝条件为0.1 mmol/L硫酸亚铁以及1:1的Na2S2O8/Fe SO4质量比;残留Fe含量低于标准限制,不会造成重金属残留风险;仅造成小部分的藻细胞发生轻微损伤,不仅避免了大量胞内藻毒素释放的生态风险,而且有效的去除了胞外藻毒素。（2）含有铜绿微囊藻的养殖水体经过Fe2+/PS处理后,在含藻底泥堆置期间前2d内,胞外藻毒素（MCs）不断下降且明显低于对照组（P<0.05）,且在EEM光谱中代表着蛋白质类物质、溶解性微生物代谢物、富里酸类以及胡敏酸类物质的四种峰强度明显低于对照组。然而由于发挥保护作用的EPSs和水解聚合物被分解,同时由于缺乏充足的营养物质,铜绿微囊藻细胞从d-3开始受到外界环境刺激,发生了轻微的损伤但大部分的细胞仍保持完整。其次,铜绿微囊藻的活性相较于对照组有明显的下降（P<0.05）,从而降低了蓝藻二次复发的风险。（3）斑马鱼在含有大量铜绿微囊藻的水环境中死亡率最高,加入了Fe2+/PS的处理组可以降低斑马鱼的死亡率。在不同处理组中没有对斑马鱼的生长能力造成明显的影响,但诱导斑马鱼机体产生了不同的氧化应激反应。只加铜绿微囊藻组对斑马鱼造成的伤害最为严重,产生了过量的ROS,随着暴露时间的延长,破坏了Na+K+-ATP酶活性,抑制了SOD、CAT的活性,导致了MDA的积累,使得GSH的消耗大幅增加,以清除体内ROS的毒害作用。但经Fe2+/PS处理后,不仅不会对斑马鱼造成伤害,并且在一定程度上缓解了蓝藻对斑马鱼的损伤。研究结果表明,Fe2+/PS一体化预氧化-絮凝技术可以有效的去除铜绿微囊藻,并且在含藻底泥堆置初期不会造成严重的二次污染风险,同时还可以缓解蓝藻暴发对水生生物的毒害作用,可作为处理蓝藻暴发的应急处理技术。
张毅[5]（2020）在《水耕植物型人工湿地对水产养殖废水处理的特性研究》文中进行了进一步梳理中国水产养殖业发展迅速,大规模的水产养殖活动对水体质量造成了巨大的环境压力。人工湿地处理技术以其生态、经济、处理效果良好的诸多优点已经应用于多种废水的处理。针对水产养殖废水特性,本课题组提出了由菌藻共生单元、水生动物滤食单元以及水耕植物型人工湿地单元组成的多级生态耦合处理系统。在这一系统中,首先利用菌藻共生单元将水产养殖废水中溶解态的氮磷等污染物转化为藻类,利用水生动物滤食单元去除部分藻类。之后利用水耕植物型人工湿地对以藻类为主的颗粒态污染物以及残留的氮磷等污染物进行最终去除。作为多级生态耦合处理技术的核心处理单元,水耕植物型人工湿地的运行效果直接影响水产养殖废水中各污染物的最终去除。本研究构建了水耕植物型人工湿地小试装置,首先研究了湿地内藻类生物量沿水流和水深方向的分布规律、湿地内各污染物随时间的变化规律以及湿地内的微生物群落结构;其次,通过改变水耕植物型人工湿地表面水力负荷、进水藻密度以及运行方式,研究了在不同运行条件下人工湿地对氮磷等污染物的处理效果;最后将水耕植物型人工湿地分别应用于古村塘示范工程以及和润渔业示范工程,研究了实际工程条件下水耕植物型人工湿地在示范工程中对各污染物的净化效能。主要研究结论如下:（1）水耕植物型人工湿地对藻类的截留主要发生在前段,湿地前半段低中高（0.1、0.3、0.5m3/（m2·d））表面水力负荷下藻类的截留量占最终出水藻密度减少量的比例分别为85.4%、75.6%和69.8%。低表面水力负荷以及高进水藻密度条件下前段累积效应更明显。湿地基质上中下层藻类的分布随位置而不同。在湿地前段,上、中、下层藻密度依次降低,分别为0.89×105、0.77×105、0.70×105个/m L;而在湿地后段,藻类分布情况与前段相反,上中下层藻密度依次升高,分别为0.26×105、0.40×105、0.47×105个/m L。（2）采用静态试验,研究了藻类在基质内部的衰亡过程中氮磷等污染物的溶出和变化特征。通过分析对比静态试验过程中藻类释放污染物数量和污染物降解（吸附、吸收）数量得出,藻类因衰亡向水体内释放污染物不会引起各类污染物的持续累积。试验进行至15天时,已经完成96.5%的生物质氮的转化以及92.7%的总氮的去除。COD的变化主要发生在试验前9天内,第9天时COD浓度已降低了78.0%。（3）水耕植物型人工湿地基质中的生物多样性比水体中的更加丰富,大部分微生物附着在基质内。靠近植物根系位置的微生物更加丰富,植物根系对微生物的生长起到了很好的促进作用。微生物群落分布差异多体现在基质和水体之间,而不同层微生物种类并无太大差异。（4）人工湿地表面水力负荷对氮磷污染物的去除效果影响较大,而对藻类以及COD的去除效果影响相对较小。在表面水力负荷从0.1升高至0.5m3/（m2·d）过程中,人工湿地系统对藻类以及COD的去除率分别降低了20.7和17.6个百分点,对TN、氨氮、TP的去除率分别降低了37.7、36.3和33.8个百分点。较高的进水藻密度会显着降低人工湿地对氨氮以及磷的去除效果,高进水藻密度条件下比低进水藻密度条件下对氨氮和TP的去除率分别下降了60.3和60.1个百分点。（5）在连续运行、排空间歇运行和不排空间歇运行三种运行方式中,间歇运行方式可以改善人工湿地内的溶解氧条件。其中,排空间歇运行方式对湿地基质内的DO有着较大提升,其DO浓度比连续运行和不排空间歇运行模式平均分别高出21.5%和37.6%;此模式下TN、氨氮以及COD的去除效率最高,分别达到了65.1%、68.5%和85.8%。不排空间歇运行方式使湿地内昼夜DO浓度差增大,将有利于氮的去除,但最终去除效果不及排空间歇运行方式。（6）古村塘示范工程内水耕植物型人工湿地对藻类、TN、氨氮、TP以及COD均有着较好的去除效果,运行期间平均去除率分别为88.6%、45.5%、40.9%、30.5%和45.6%。在采用降低人工湿地表面水力负荷并对氧化塘采用预曝气后,和润渔业示范工程中人工湿地对TN及氨氮的去除效果有着较大的改善。在两个强化处理措施的共同作用下,和润渔业示范工程在一月余的时间内,有效应对了污染负荷骤增带来的挑战,使湿地出水达到了工程预期的《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）河流Ⅴ类水标准。
张泽钰[6]（2019）在《固定化微生物修复受污染河水研究》文中提出微生物修复是一种有效的水污染治理手段,固定化微生物与生物菌剂相比,具有操作简单、可长期运行、反应易控、对环境耐受性强等优点。本文探究了适合净化河水的微生物固定化方法,考察了该方法制作的固定化微生物对河水的脱氮性能和有机物降解性能以及固定化微生物颗粒的可重复利用性。试验结果表明,采用传统的聚乙烯醇-活性炭包埋法和聚乙烯醇-聚乙二醇包埋法制作的固定化微生物颗粒强度和稳定性较差,长期使用会对河水带来二次污染。本研究开发了利用载体结合法制作的固定化微生物颗粒,该颗粒在五个周期的受污染河水净化试验中,对CODCr、氨氮、硝酸盐氮和总氮的去除率维持在75%～95%、45%～95%、95%～100%和55%～80%,并且没有亚硝酸盐氮积累,该固定化微生物颗粒稳定性好,可以多次重复利用。在模拟河道装置中探究不同流速条件下固定化微生物耦合微曝气技术对实际河水的净化效果。在静止的河水中,10天内氨氮、总氮、CODCr浓度分别由3.00 mg/L、3.15 mg/L、46 mg/L降低至0.49 mg/L、0.74 mg/L、28 mg/L,河水的该三项指标从劣Ⅴ类净化至Ⅳ类,且投加外源污染后仍具有持续净化效果,60天试验结束时,氨氮、硝酸盐氮、总氮、CODCr去除率分别为86.56%、87.20%、85.21%、59.38%。固定化微生物可以加快河水的反硝化进程,对外源污染有较好的抗冲击能力与较好的水质保持能力。在静止条件下,河水中氨氮的去除率最高,为87.59%。水循环可以提高固定化微生物对CODCr的去除率,在2 cm/s循环流速下、CODCr去除率最高,为60.87%。固定化微生物与微曝气耦合技术在河水净化方面具有良好的应用前景。
贾凯悦[7]（2019）在《改性硅藻土除藻剂的制备与除藻性能及安全性研究》文中进行了进一步梳理目前河道藻污染是我国面临的一项重大水环境问题。传统除藻剂虽有较好的处理效果,但同时也具有显着的副作用,不符合河道治理中绿色发展理念,亟需开发绿色高效的除藻剂。本研究通过分析传统除藻剂的优势及存在的弊端,以壳聚糖联合聚合氯化铝（PAC）作为改性剂,在弱酸性溶液中制备出改性硅藻土绿色除藻剂。采用扫描电镜、X射线衍射分析等多种微观表征技术研究了除藻剂的表面形态和结构;探讨了水温、盐度等环境因素对藻去除效果的影响;结合除藻性能和絮体形态等解析了除藻机理;通过微生物、植物和动物实验考察了除藻剂的急性与慢性毒性。本研究在中试规模下开展了藻污染河道水体强化除藻试验,验证工程应用潜力。主要研究内容和结果如下:通过正交实验得出壳聚糖改性硅藻土除藻剂的最优制备条件。该除藻剂对藻华爆发水的藻密度、叶绿素a及浊度的去除率可达到90%以上。除藻剂对水温、盐度等环境因素敏感性较小。通过对比了改性前后硅藻土的Zeta电位和除藻率,发现投加改性后硅藻土水样中Zeta电位提高了20～40 m V,除藻率提高了80%以上,说明该除藻剂具有电性中和除藻脱稳沉降作用。利用电子显微镜观察藻絮体体态,发现絮体间存在网状结构使大量藻细胞聚集成团,说明除藻剂具有网捕卷扫作用。以发光细菌的发光强度评价除藻剂的急性毒性,检测到该除藻剂的发光强度抑制率<30%,参考国际标准ISO11348-1999,判定该除藻剂毒性等级为Ⅰ级,属低度毒性风险。投加后该除藻剂后水体藻毒素释放量最高值为0.405μg/L,低于生活饮用水卫生规范对微囊藻毒素MC-LR的标准限值1.0μg/L。以水生植物及鱼类评价除藻剂的慢性毒性发现培养50天后其生长发育良好,无烂根及萎缩死亡现象。实际河水除藻试验效果良好,该除藻剂投加量为70 mg/L时,自然沉降1 h后叶绿素a、浊度、TP、TN去除率分别为86.4%,93.2%,61.42%,41.07%。本研究开发的绿色除藻剂不仅可以高效除藻,且毒性低,微囊藻毒素释放量少,对生态影响较小,符合绿色生态理念。
赵敏雅[8]（2019）在《溶藻活性物质连续生产系统的研究》文中进行了进一步梳理随着工农业生产的迅速发展,沿海城市的人口剧增以及人类对海洋环境的过度开发,致使海洋污染加重,环境问题日益凸显,赤潮现象频频发生,给生态环境和人类健康产生了极大影响。研究针对赤潮爆发的应急防治措施是解决赤潮危害的首要问题。应对赤潮突发的主要处理方法是采用理化、生物手段杀灭危害海洋环境的赤潮藻体,其中,温和有效的微生物除藻技术近年来受到了广泛的关注。本文对具有溶藻物质生产能力的菌株Vibrio Z115进行研究,以期获得环境友好的溶解菌株连续培养与控藻方法。本文首先对溶藻弧菌菌株Vibrio Z115以及目标赤潮藻血红哈卡藻Akashiwo sanguinea的培养方法进行了优化,菌株Vibrio Z115的培养基中添加了18.25 g/L NaCl和18.75 g/L Na2SO4,培养基初始pH控制在7.5左右,最佳发酵温度为37°C,摇瓶转速为200 rpm。本研究以达到完全溶藻效果时单位体积藻液最少发酵液添加比例FA值（Fermentation broth addition）为评价溶藻效果的指标,对发酵所需的碳源进行了优化。当碳源为葡萄糖时,添加仅需要2%时可以达到完全溶藻。同时,为获得状态稳定且相同的赤潮藻用于溶藻实验,本文固定血红哈卡藻的培养方法为f/2培养基,培养温度为22°C,pH为7.58.5,光照强度70μmol/m2/s,光暗比为12:12。在对发酵菌株及目标赤潮藻的培养方法优化的基础上,本文构建了连续发酵系统,以期连续稳定生产获得具有溶藻活性物质的发酵液。研究结果表明,当稀释率为0.023 h-1时,菌体OD600值最大4.06±0.82,FA值为0.3%;当稀释率增加至0.1 h-1时,发酵液的溶藻功能仍没有下降,因此本文确定系统的最佳稀释率为0.1 h-1。在系统最佳稀释率确定的基础上,本文研究连续发酵系统能承受的碳源浓度,当碳源浓度为2 g/L时,OD600为4.18±0.72,最大溶藻率为99.71±0.66%;继续提高碳源浓度,反应器内的菌体浓度并未明显增加。为进一步提高连续发酵系统的生产能力,本文利用细菌固定化颗粒进行了高密度连续发酵过程的研究。通过对比聚乙烯醇固定化材料,发现1799L型PVA与2099L型PVA成型较好,颗粒稳定无交联过度的情况,且成球性较好,所以细菌连续发酵系统的菌体都采用1799L型PVA进行后续的固定化实验。通过固定化细胞连续发酵系统将活化后的40 g细菌固定化颗粒转接至连续发酵反应器中,培养体积为215 mL,当稀释率为0.071 h-1时,OD600为2.99±0.31,pH为7.91±0.17,FA值为2%时;继续增加稀释率至0.1 h-1时,系统OD600值、pH值及溶藻效果均没有较大变化,当稀释率为0.25 h-1时,系统还能正常运行。这一结果表明固定化后的高密度连续发酵系统能承受更大的进料速度,此时的系统生产能力加快。为实现发酵菌体的实际应用,本文将发酵液喷干成粉末。在未加载体保护时,喷干最佳温度为120℃,当喷干温度超过185℃时,会导致溶藻活性物质失活。随后将溶藻粉剂用于血红哈卡藻的溶藻实验,绘制了溶藻粉剂对血红哈卡藻的计量-响应曲线,该计量-响应曲线符合公式（R2=0.81）。EC0为0.17 g/L,EC50为0.68 g/L,EC90为1.43 g/L。最后,本研究探讨溶藻粉剂刺激下血红哈卡藻细胞内的应激反应,此时活性氧增多,启动了藻细胞的抗氧化系统,导致超氧化物歧化酶、丙二醛的含量先上升后下降,过氧化氢酶活性在处理开始后保持下降趋势。
周志勤[9]（2019）在《锁磷剂联合固定化好氧反硝化菌修复富营养化水体实验研究》文中研究表明随着工农业生产的迅速发展和人民生活水平的日益提高,大量N、P营养物富集于水体中,水体富营养化现象日趋严重,因此亟待开发经济高效的水体修复技术。本文以锁磷剂（Phoslock）与筛选驯化的异养硝化-好氧反硝化菌AL-2为原料,通过生物膜法固定菌种AL-2,将锁磷剂与好氧反硝化菌膜相结合,构建菌膜固定化反应系统。重点检测了锁磷剂的控磷效能和菌种AL-2的脱氮性能,并利用河道模拟型序批式反应器探讨了该修复技术的处理效果和可行性。本文旨在为该修复技术在实际工程中的应用提供理论依据。本文主要研究内容及结论如下:1.以锁磷剂（Phoslock,镧改性膨润土）为原料,对锁磷剂的强化控磷性能进行研究,发现在最佳投加比例为80:1（锁磷剂:含磷量）时,控磷效率在95%以上;锁磷剂控磷能力稳定、高效,模拟富营养化水体中PO43-平均去除率为93.6%,并能抑制底泥释磷作用。2.筛选驯化的好氧反硝化菌AL-2为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）,该菌具有异养硝化-好氧反硝化性能。在混合氮源条件下,NH4+、NO3-、TN去除率分别为98.04%、99.06%、58.89%,无NO2-积累。该菌种最适C/N=10,最适温度为30℃。3.通过生物膜法固定菌种AL-2,组成菌膜固定化反应装置,处理模拟废水。菌膜固定化反应装置的三轮连续反应实验中,CODCr、NO3-、NH4+、TN的平均去除率分别为76%、100%、70%、73%,反应装置的脱氮性能和重复利用性较高。4.锁磷剂联合菌膜固定化反应装置,修复模拟富营养化水体。利用该水体修复方式修复模拟富营养化水体,其处理效果良好,连续反应10d后,出水NH4+、TN、TP、CODCr去除率分别为93.7%、90.73%、89.6%、81.59%,总体可达到地表水Ⅴ类水质,NH4+、TP达到Ⅳ类标准,并能长效稳定的抑制底泥中磷的释放。
孙亚楠[10]（2018）在《缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究》文中研究表明近年来,随着经济水平快速发展和城市化进程的加快,城市中小河流的污染不断加剧,加之其来流量小、流速缓慢,成为缓滞水体,因此自净能力弱,水生态系统严重退化。本文以缓滞污染水体为研究对象,通过分析国内外河流净化技术的研究成果,开发出生物膜曝气-生态浮床立式组合净化装置。生物膜曝气反应器（MABR）是利用气体分离膜作为生物膜附着的载体并为之供氧,从而去除水体中的污染物。生态浮床由于其良好的生态性和经济性而常被用于河道治理中。本研究将MABR技术与生态浮床技术组合,并通过大量试验验证其对水体修复的效果。通过不同类型装置净化效果的试验研究发现,与单独MABR、单独生态浮床及未加处理措施河水相比,MABR-生态浮床组合装置对水体NH4+-N、TN、TP和CODMn的净化效果显着。结果表明,MABR-生态浮床组合装置、MABR、生态浮床和河水对NH4+-N的去除率分别为98%、96.6%、66.6%和48.5%;对TN的去除率分别为34.74%、26.95%、19.26%和9.58%;对TP的去除率分别为60.73%、33.9%、86.95%和38.5%;对CODMn的去除率分别为78%、53%、58%和40%。此外,MABR-生态浮床组合装置可以有效提高水体DO,并抑制叶绿素a浓度,可大幅提高水体透明度。通过不同水动力条件下净化效果的试验研究发现,以植物作为净化主体的生态浮床,易受外界环境的影响,综合多个指标来看,5m/h的低流速为生态浮床的最佳水动力;适当提高流速有利于提高MABR中的反应效率,针对氮素的去除,以15m/h为最佳,若针对TP或CODMn的去除,则在5m/h的低流速下更好;MABR-生态浮床组合装置在高流速水动力条件下的受影响程度较小,这使其适用的范围更广。MABR-生态浮床组合装置、MABR和生态浮床在其最佳水动力条件下对NH4+-N的去除率分别为100%、99.29%和98.43%;对TN的去除率分别为46.53%、30.08%和36.63%;对TP的去除率分别为96.43、99.29%和93.85%;对CODMn的去除率分别为99.73%、92.72%和85.67%。通过不同布设间距的试验研究发现,在10m/h流速下布设间距对MABR-生态浮床组合装置对CODMn和TP浓度的影响较小,对比各工况结果,认为2m的布设间距为最佳。固定10m/h水动力条件和2m间距下的试验结果为MABR-生态浮床组合装置的净化效果,以月牙河实测水质为净化主体,设计了组合装置的布置方案,假设每套装置的长度为1.5m,沿河道纵向共需布设280套,沿河宽方向,每5m布置一排MABR-生态浮床组合装置,共需布设6排。
二、生物系统固定化强化除藻试验及机理浅析（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、生物系统固定化强化除藻试验及机理浅析（论文提纲范文）
（1）水生植物与微生物协同修复富营养化水体的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化的现状 |
| 1.1.2 水体富营养化的成因 |
| 1.1.3 水体富营养化的危害 |
| 1.1.4 水体富营养化的治理方法 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 水生植物修复富营养化水体的研究现状 |
| 1.2.2 微生物修复富营养化水体的研究现状 |
| 1.2.3 水生植物与微生物协同修复富营养化水体的研究现状 |
| 1.3 研究内容与意义 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试水生植物 |
| 2.1.2 供试固定化载体 |
| 2.1.3 供试生物菌剂 |
| 2.2 实验设计与装置 |
| 2.2.1 3 种水生植物吸收动力学实验 |
| 2.2.2 3 种水生植物单独和相互组合修复富营养化水体实验 |
| 2.2.3 水生植物组合修复不同程度富营养化水体实验 |
| 2.2.4 生物载体培养与修复富营养化水体实验 |
| 2.2.5 植物与生物载体协同修复富营养化水体实验 |
| 2.2.6 不同氮磷浓度水体对水生植物叶绿素荧光的影响 |
| 2.3 指标测定与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标检测方法 |
| 2.3.2 植物吸收动力学方程和参数求解 |
| 2.3.3 细菌浓度和载体生物量的测定 |
| 2.3.4 微生物学分析 |
| 2.3.5 植物叶绿素荧光的测定 |
| 2.3.6 实验仪器 |
| 3 3 种水生植物修复富营养化水体效能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 3 种水生植物的营养吸收动力学特征 |
| 3.2.1 3 种水生植物对NH_4~+-N的吸收特征 |
| 3.2.2 3 种水生植物对NO_3~--N的吸收特征 |
| 3.2.3 3 种水生植物对H_2PO_4~-的吸收特征 |
| 3.3 3 种水生植物单独及其相互组合修复富营养化水体效果分析 |
| 3.3.1 各修复系统植物生长情况 |
| 3.3.2 各修复系统理化指标变化 |
| 3.3.3 各修复系统污染物浓度变化 |
| 3.3.4 各作用去除水体中TN和TP占比 |
| 3.4 3 种水生植物表面微生物群落结构分析 |
| 3.4.1 各修复系统中微生物浓度 |
| 3.4.2 3 种水生植物体表面微生物附着情况 |
| 3.4.3 3 种水生植物表面附着微生物群落结构分析 |
| 3.5 苦草-菖蒲-凤眼莲组合净化不同程度富营养化水体的效能研究 |
| 3.5.1 植物组合对不同程度富营养化水体净化效果 |
| 3.5.2 富营养水体对3 种水生植物叶绿素荧光的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 生物载体修复富营养化水体的效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 生物载体的制备 |
| 4.3 生物载体修复富营养化水体效果分析 |
| 4.3.1 水体理化指标变化情况 |
| 4.3.2 各系统污染物浓度变化情况 |
| 4.3.3 水体细菌浓度和生物膜细菌含量变化情况 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 水生植物与微生物协同修复富营养化水体效能的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 植物与微生物协同修复富营养化水体动态实验 |
| 5.2.1 各组植物生长情况 |
| 5.2.2 水体理化指标变化情况 |
| 5.2.3 污染物浓度变化情况 |
| 5.2.4 细菌浓度和生物膜变化情况 |
| 5.2.5 水体及生物载体叶绿素a浓度变化 |
| 5.3 各系统水体中微生物群落结构分析 |
| 5.3.1 样本序列处理分析 |
| 5.3.2 微生物多样性分析 |
| 5.3.3 微生物组成和功能分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（2）Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻水华的形成与危害 |
| 1.1.1 水体富营养化状况 |
| 1.1.2 蓝藻水华 |
| 1.2 常见蓝藻水华处理方法 |
| 1.2.1 一般处理方法 |
| 1.2.2 改性粘土法 |
| 1.3 改性粘土法在混凝除藻中的应用及絮凝机理 |
| 1.3.1 改性粘土法的应用 |
| 1.3.2 絮凝机理 |
| 1.4 硅藻土的特性与应用 |
| 1.5 Tanfloc的特性与应用 |
| 1.6 课题研究的意义与内容 |
| 1.6.1 课题研究的意义 |
| 1.6.2 课题研究的内容及技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 藻的培养 |
| 2.2.2 絮凝除藻实验 |
| 2.2.3 Tanfloc 改性硅藻土的制备 |
| 2.2.4 检测指标及测试方法 |
| 2.2.5 表征指标测试方法 |
| 2.2.6 藻细胞的生长曲线 |
| 第三章 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻实验研究 |
| 3.1 硅藻土除藻效果研究 |
| 3.2 Tanfloc除藻效果研究 |
| 3.2.1 投加量对Tanfloc除藻效果的影响 |
| 3.2.2 水体初始pH值对Tanfloc除藻效果的影响 |
| 3.3 Tanfloc改性硅藻土除藻效果研究 |
| 3.3.1 投加量对絮凝除藻效果的影响 |
| 3.3.2 初始pH对Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果的影响 |
| 3.3.3 复合比对 Tanfloc 改性硅藻土絮凝除藻效果的影响 |
| 3.3.4 静沉时间对 Tanfloc 改性硅藻土絮凝除藻效果的影响 |
| 3.3.5 EOM 对除藻效果的影响分析 |
| 3.3.6 藻类生长期对改性硅藻土除藻效果的影响 |
| 3.3.7 搅拌时间对改性硅藻土除藻效果的影响 |
| 3.4 正交实验研究 |
| 3.4.1 正交实验因素及水平 |
| 3.4.2 实验结果分析 |
| 3.4.3 实验验证 |
| 3.5 实际水体处理效果研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻机理研究 |
| 4.1 Zeta电位分析 |
| 4.1.1 EOM 对藻液 Zeta 电位的影响 |
| 4.1.2 pH值对Zeta电位的影响 |
| 4.1.3 不同复合比Tanfloc改性硅藻土表面Zeta电位分析 |
| 4.1.4 不同生长期的藻液 Zeta 电位 |
| 4.2 形态分析 |
| 4.2.1 改性硅藻土表面形貌分析 |
| 4.2.2 絮体表面形貌分析 |
| 4.3 成分及结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对水环境的影响 |
| 5.1 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对水体营养盐浓度的影响 |
| 5.1.1 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对TDN浓度的影响 |
| 5.1.2 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对TDP浓度的影响 |
| 5.2 Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻对水体藻细胞密度及chl.a浓度的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）溶藻菌固定技术在除藻中的应用研究进展（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 溶藻细菌的类型及作用机理 |
| 2.1 溶藻细菌的类型 |
| 2.2 溶藻细菌的作用机理 |
| 3 溶藻细菌固定化技术 |
| 3.1 固定化载体种类 |
| 3.2 固定化方法 |
| 3.3 固定化技术的不足 |
| 4 展望 |
（4）Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 蓝藻暴发 |
| 1.2.1 水体富营养化与蓝藻暴发 |
| 1.2.2 蓝藻的特征以及危害 |
| 1.2.3 微囊藻毒素及其危害 |
| 1.3 藻类污染的治理控制技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 化学法 |
| 1.4 强化絮凝技术研究进展 |
| 1.4.1 预氧化强化 |
| 1.4.2 助凝剂强化 |
| 1.4.3 复合混凝剂强化 |
| 1.5 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 |
| 第二章 Fe~(2+)/过硫酸盐一体化预氧化-絮凝的除藻研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验藻种 |
| 2.2.2 化学试剂 |
| 2.2.3 实验仪器与设备 |
| 2.2.4 实验方法与步骤 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe~(2+)/过硫酸盐去除铜绿微囊藻的条件优化 |
| 2.3.2 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻溶液p H和 Zeta电位的影响 |
| 2.3.3 Fe~(2+)/过硫酸盐对胞外溶解性有机物的影响 |
| 2.3.4 Fe~(2+)/过硫酸盐对AOMs的影响 |
| 2.3.5 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻细胞活性以及K+释放的影响 |
| 2.3.6 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻细胞形态结构的影响 |
| 2.3.7 Fe~(2+)/过硫酸盐对微囊藻毒素的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 含藻底泥堆置期间藻细胞变化以及藻毒素释放研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验藻种 |
| 3.2.2 化学试剂 |
| 3.2.3 实验仪器与设备 |
| 3.2.4 实验方法与步骤 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 堆置期间藻细胞去除率的变化 |
| 3.3.2 堆置期间藻毒素释放的变化 |
| 3.3.3 堆置期间胞外有机物的变化 |
| 3.3.4 堆置期间残留Fe含量的变化 |
| 3.3.5 堆置期间细胞完整性的变化 |
| 3.3.6 堆置期间细胞活性的变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 Fe~(2+)/过硫酸盐强化絮凝对斑马鱼的毒理实验研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验藻种 |
| 4.2.2 实验用斑马鱼 |
| 4.2.3 实验材料 |
| 4.2.4 慢性毒理实验与指标测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同处理条件下对斑马鱼存活率的影响 |
| 4.3.2 不同处理条件下对斑马鱼生长的影响 |
| 4.3.3 不同处理条件下对斑马鱼SOD活性的影响 |
| 4.3.4 不同处理条件下对斑马鱼CAT活性的影响 |
| 4.3.5 不同处理条件下对斑马鱼GSH含量的影响 |
| 4.3.6 不同处理条件下对斑马鱼GST活性的影响 |
| 4.3.7 不同处理条件下对斑马鱼MDA含量的影响 |
| 4.3.8 不同处理条件下对斑马鱼Na~+K~+-ATP酶的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）水耕植物型人工湿地对水产养殖废水处理的特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水产养殖废水的污染现状 |
| 1.1.2 水产养殖废水的处理方式 |
| 1.2 多级生态耦合处理技术概述 |
| 1.2.1 菌藻共生单元 |
| 1.2.2 水生动物滤食单元 |
| 1.2.3 人工湿地单元 |
| 1.3 水耕植物型人工湿地简介 |
| 1.3.1 水耕植物型人工湿地的组成 |
| 1.3.2 水耕植物型人工湿地的净化作用 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 第二章 试验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 装置结构 |
| 2.1.2 试验水质 |
| 2.1.3 装置启动 |
| 2.2 示范工程介绍 |
| 2.2.1 古村塘示范工程 |
| 2.2.2 和润渔业示范工程 |
| 2.3 检测指标及方法 |
| 2.3.1 常规指标检测 |
| 2.3.2 微生物测序分析 |
| 2.3.3 试验仪器与设备 |
| 第三章 湿地内藻类分布规律及微生物群落结构的研究 |
| 3.1 试验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 湿地中藻类的空间分布规律 |
| 3.2.2 湿地中藻类消亡对水质的影响 |
| 3.2.3 湿地基质及水体中微生物群落结构研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水耕植物型人工湿地运行优化的研究 |
| 4.1 试验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 水力负荷对湿地中污染物去除效果的影响 |
| 4.2.2 进水藻密度对湿地中污染物去除效果的影响 |
| 4.2.3 运行方式对湿地中各污染物去除效果的影响 |
| 4.2.4 水耕植物型人工湿地的优化运行方案 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 水耕植物型人工湿地工程应用研究 |
| 5.1 试验方法 |
| 5.1.1 工程的运行 |
| 5.1.2 样品采集检测 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 古村塘示范工程中污染物去除效果的研究 |
| 5.2.2 和润渔业示范工程中污染物去除效果的研究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）固定化微生物修复受污染河水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国河流污染现状及原因 |
| 1.2 修复受污染水体的技术方法 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.2.4 综合治理 |
| 1.3 固定化微生物技术 |
| 1.3.1 固定化微生物技术的研究背景 |
| 1.3.2 固定化微生物技术的分类与原理 |
| 1.3.3 固定化微生物技术在水处理中的应用 |
| 1.4 课题研究目的及主要研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 菌种来源及培养基 |
| 2.1.2 药品与仪器 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.3 分析项目及测定方法 |
| 2.3.1 固定化微生物颗粒物理性质 |
| 2.3.2 常规水质指标 |
| 2.3.3 微生物种群结构 |
| 2.3.4 细胞凋亡分析 |
| 第3章 微生物固定化方法优化 |
| 3.1 聚乙烯醇-活性炭包埋法 |
| 3.1.1 固定化颗粒成形方法优化 |
| 3.1.2 凝胶剂配比探究 |
| 3.1.3 交联条件优化 |
| 3.2 聚乙烯醇-聚乙二醇包埋法 |
| 3.3 载体结合法 |
| 3.3.1 载菌量优化 |
| 3.3.2 载体结合法制作固定化微生物的表面性质 |
| 3.4 固定化微生物的性能比较 |
| 3.4.1 颗粒强度 |
| 3.4.2 固定化微生物颗粒对总氮的去除效果 |
| 3.4.3 固定化微生物颗粒对COD_(Cr)的去除效果 |
| 3.4.4 净化实际河水可行性比较 |
| 3.4.5 综合性能比较 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 固定化微生物对河水的净化效果 |
| 4.1 固定化微生物对河水中污染物的去除 |
| 4.1.1 月牙河水质分析 |
| 4.1.2 河水自净与固定化微生物对河水的净化效果对比 |
| 4.1.3 微生物菌群分析 |
| 4.2 固定化微生物的可重复利用性 |
| 4.3 固定化微生物对雨季受污染河水的净化效果 |
| 4.4 固定化微生物在河水中的缓释能力及细胞凋亡分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 固定化微生物与微曝气耦合技术对河水的净化效果 |
| 5.1 静止条件下固定化微生物与微曝气耦合技术对河水的净化效果 |
| 5.2 不同流速度条件下固定化微生物与微曝气耦合技术对河水的净化效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（7）改性硅藻土除藻剂的制备与除藻性能及安全性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国城市藻污染概况 |
| 1.1.1 水体藻污染现状 |
| 1.1.2 藻华产生的原因 |
| 1.2 国内外河道藻污染治理技术 |
| 1.2.1 物理法除藻技术 |
| 1.2.2 化学法除藻技术 |
| 1.2.3 生物法除藻技术 |
| 1.3 硅藻土在水处理技术中的应用 |
| 1.3.1 硅藻土的性质 |
| 1.3.2 硅藻土的应用现状 |
| 1.4 课题研究目的及内容 |
| 1.4.1 课题研究背景 |
| 1.4.2 课题研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线图 |
| 第2章 试验材料及方法 |
| 2.1 藻的培养 |
| 2.1.1 铜绿微囊藻的培养与接种 |
| 2.1.2 铜绿微囊藻的生长曲线 |
| 2.1.3 铜绿微囊藻的电动电位 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验用水 |
| 2.2.2 试验材料 |
| 2.2.3 试验仪器 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 除藻试验 |
| 2.3.2 生物毒性评价试验 |
| 2.3.3 指标检测方法 |
| 2.3.4 表征方法 |
| 第3章 改性硅藻土除藻剂的开发与除藻性能 |
| 3.1 传统除藻剂的评价 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 传统除藻剂的除藻效果评价 |
| 3.1.3 传统除藻剂的毒性评价 |
| 3.2 改性硅藻土除藻剂的制备 |
| 3.2.1 硅藻土的选择 |
| 3.2.2 正交实验设计 |
| 3.2.3 因子水平分析 |
| 3.2.4 壳聚糖对硅藻土的影响及单独投加壳聚糖除藻效果分析 |
| 3.3 除藻剂制备工艺的优化 |
| 3.3.1 硅藻土的预处理 |
| 3.3.2 复合PAC改性硅藻土除藻剂的制备 |
| 3.3.3 PAC对硅藻土的影响及单独投加PAC除藻效果分析 |
| 3.4 除藻剂除藻的影响因素分析 |
| 3.4.1 投加量与沉降时间的影响 |
| 3.4.2 搅拌强度的影响 |
| 3.4.3 藻生长时期的影响 |
| 3.4.4 水温的影响 |
| 3.4.5 水体盐度的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 除藻剂的除藻机理及安全性评价 |
| 4.1 除藻剂的除藻机理探究 |
| 4.1.1 除藻剂的表征 |
| 4.1.2 除藻过程中水样Zeta电位变化 |
| 4.1.3 藻絮体的表征及除藻剂的除藻机制 |
| 4.2 除藻剂的生物毒性评级 |
| 4.2.1 发光细菌急性毒性试验 |
| 4.2.2 对不同浓度除藻剂的毒性评价 |
| 4.3 除藻剂对水体微囊藻毒素释放影响 |
| 4.3.1 微囊藻毒素的标准曲线 |
| 4.3.2 除藻剂投加量对微囊藻毒素释放的影响 |
| 4.3.3 不同生长阶段对微囊藻毒素释放的影响 |
| 4.3.4 反应时间对微囊藻毒素释放的影响 |
| 4.4 除藻剂对水体动植物生长的影响 |
| 4.4.1 动植物的培养 |
| 4.4.2 除藻剂对四种水生植物生长的影响 |
| 4.4.3 除藻剂对草鱼生命活动的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 除藻剂在实际应用领域研究 |
| 5.1 除藻剂对不同藻类的去除效果 |
| 5.1.1 除藻剂去除铜绿微囊藻试验 |
| 5.1.2 除藻剂对小球藻去除效果分析 |
| 5.1.3 除藻剂对斜生栅藻的去除效果分析 |
| 5.2 实际河湖水体除藻效果分析 |
| 5.2.1 天津中新生态城静湖湖水除藻效果分析 |
| 5.2.2 天津卫津河河水除藻效果分析 |
| 5.2.3 秦皇岛戴河生态园河水除藻效果分析 |
| 5.3 除藻剂实际应用试验 |
| 5.3.1 应用示范点蓝藻水华爆发概况 |
| 5.3.2 应用示范点除藻研究 |
| 5.4 除藻剂成本分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）溶藻活性物质连续生产系统的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 论文研究的目的意义 |
| 1.1.1 赤潮的定义 |
| 1.1.2 赤潮的危害 |
| 1.1.3 赤潮的治理 |
| 1.1.4 课题研究的目的 |
| 1.2 赤潮藻及防控研究进展 |
| 1.2.1 海洋赤潮藻的研究进展 |
| 1.2.2 海洋赤潮的预防办法 |
| 1.2.3 海洋赤潮治理措施 |
| 1.2.3.1 物理方法 |
| 1.2.3.2 化学方法 |
| 1.2.3.3 生物方法 |
| 1.3 溶藻细菌研究进展 |
| 1.3.1 海洋溶藻细菌的研究 |
| 1.3.2 溶藻细菌的作用方式 |
| 1.3.2.1 直接溶藻 |
| 1.3.2.2 间接溶藻 |
| 1.3.3 溶藻效果评价 |
| 1.3.4 溶藻细菌的培养基优化方法 |
| 1.3.5 细菌固定化方法 |
| 1.3.6 半连续发酵与连续发酵系统 |
| 1.4 目前面临的主要问题 |
| 1.5 论文研究的主要内容 |
| 1.5.1 论文研究的主要内容 |
| 1.5.2 论文研究的技术路线 |
| 第2章 溶藻细菌发酵条件的优化 |
| 2.1 仪器设备 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 溶藻细菌Vibrio Z115培养方法 |
| 2.2.2 赤潮藻培养方法 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 微生物量的评价方法 |
| 2.3.2 溶藻效果评价 |
| 2.3.3 葡萄糖测定方法 |
| 2.3.4菌株的生物学特性实验 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.4.1 菌株Vibrio Z115 发酵液对几种藻类溶藻效果的比较 |
| 2.4.2 血红哈卡藻生长曲线的测定 |
| 2.4.3 盐度对菌株Vibrio Z115 的影响 |
| 2.4.4 pH值对菌株Vibrio Z115 的影响 |
| 2.4.5 不同碳源对菌株Vibrio Z115 的影响 |
| 2.4.6 前培养(12h)与主培养(36h)菌株Vibrio Z115 的生物学特性结果分析 |
| 2.5 本章小结与讨论 |
| 第3章 溶藻活性物质连续生产系统优化 |
| 3.1 仪器设备 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 连续发酵系统 |
| 3.3 分析测试方法 |
| 3.4 实验结果与分析 |
| 3.4.1 稀释率对连续发酵系统的影响 |
| 3.4.2 碳源浓度对连续发酵系统的影响 |
| 3.4.3 不同参数下连续流中菌种的生理生化鉴定 |
| 3.5 本章小结与讨论 |
| 第4章 固定化细胞高密度连续发酵系统研究 |
| 4.1 仪器设备 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 细菌固定化方法 |
| 4.2.2 固定化细胞的半连续发酵 |
| 4.2.3 扫描电镜分析 |
| 4.2.4 发酵液喷干方法 |
| 4.2.5 剂量响应曲线的测定 |
| 4.2.6 粉剂溶藻机制初探 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 聚乙烯醇的选择 |
| 4.3.2 固定化细菌进行半连续发酵的研究 |
| 4.3.3 固定化细胞扫描电镜结果 |
| 4.3.4 利用固定化细胞的高密度连续发酵系统的研究 |
| 4.3.5 PVA固定化颗粒对发酵液中溶藻活性的影响 |
| 4.3.6 发酵粉干粉对哈卡藻的剂量响应曲线 |
| 4.3.7 血红哈卡藻ROS含量的测定 |
| 4.3.8 不同溶藻粉剂计量对血红哈卡藻MDA含量的影响 |
| 4.3.9 不同溶藻粉剂计量对血红哈卡藻SOD活性的影响 |
| 4.3.10 不同溶藻粉剂计量对血红哈卡藻CAT活性的影响 |
| 4.4 本章小结与讨论 |
| 第5章 总结 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（9）锁磷剂联合固定化好氧反硝化菌修复富营养化水体实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 富营养化水体的污染现状及成因 |
| 1.2 富营养化水体修复技术 |
| 1.3 好氧反硝化菌强化脱氮研究进展 |
| 1.4 生物膜固定化技术 |
| 1.5 锁磷剂原位抑磷技术 |
| 1.6 研究目的、主要内容及技术路线 |
| 2 锁磷剂控磷效能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 好氧反硝化菌的脱氮性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 菌膜固定化反应装置强化脱氮实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 实验设计 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 锁磷剂结合菌膜固定化反应装置修复富营养化水体实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.3 实验设计 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义及目的 |
| 1.2 国内外河道治理技术研究综述 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.2.4 生态方法 |
| 1.2.5 生态浮床技术 |
| 1.2.6 MABR技术 |
| 1.3 研究内容 |
| 第二章 物理模型试验设计 |
| 2.1 试验方案设计 |
| 2.1.1 不同类型装置的净化试验 |
| 2.1.2 不同水动力条件下的净化试验 |
| 2.1.3 不同布设间距下的净化试验 |
| 2.2 物理模型装置构建 |
| 2.2.1 小尺度物理模型 |
| 2.2.2 大尺度物理模型 |
| 2.3 试验材料及检测方法 |
| 2.3.1 生态浮床的制作及选择 |
| 2.3.2 生物膜丝的安装及挂膜 |
| 2.3.3 试验用水的配制 |
| 2.3.4 分析检测方法 |
| 第三章 不同类型装置的净化效果研究 |
| 3.1 不同装置对DO的影响 |
| 3.2 不同装置对氮素的净化效果 |
| 3.3 不同装置对TP的净化效果 |
| 3.4 不同装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 3.5 不同装置对叶绿素a的影响 |
| 3.6 不同装置对水体表观色度的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 动水条件下的净化效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同水动力条件下生态浮床的净化效果 |
| 4.2.1 生态浮床对氮素的净化效果 |
| 4.2.2 生态浮床对TP的净化效果 |
| 4.2.3 生态浮床对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.3 不同水动力条件下MABR的净化效果 |
| 4.3.1 MABR对氮素的净化效果 |
| 4.3.2 MABR对 TP的净化效果 |
| 4.3.3 MABR对 COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.4 不同水动力条件下MABR-生态浮床组合装置的净化效果 |
| 4.4.1 MABR-生态浮床组合装置对氮素的净化效果 |
| 4.4.2 MABR-生态浮床组合装置对TP的净化效果 |
| 4.4.3 MABR-生态浮床组合装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.5 不同布设间距下MABR-生态浮床组合装置的净化效果 |
| 4.5.1 MABR-生态浮床组合装置对氨素的净化效果 |
| 4.5.2 MABR-生态浮床组合装置对TP的净化效果 |
| 4.5.3 MABR-生态浮床组合装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.5.4 MABR-生态浮床组合装置对DO的影响 |
| 4.6 MABR-生态浮床组合装置的布置方案 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 参加科研情况及发表论文情况说明 |
| 致谢 |
四、生物系统固定化强化除藻试验及机理浅析（论文参考文献）
- [1]水生植物与微生物协同修复富营养化水体的效能研究[D]. 刘明文. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]Tanfloc改性硅藻土絮凝除藻效果及机理研究[D]. 蔡若宇. 江西理工大学, 2021(01)
- [3]溶藻菌固定技术在除藻中的应用研究进展[J]. 魏志莹,叶愉群,杨秀雯,宋金诺,陈立斌. 绿色科技, 2020(20)
- [4]Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究[D]. 宋琪. 华南理工大学, 2020(02)
- [5]水耕植物型人工湿地对水产养殖废水处理的特性研究[D]. 张毅. 东南大学, 2020(01)
- [6]固定化微生物修复受污染河水研究[D]. 张泽钰. 天津大学, 2019(01)
- [7]改性硅藻土除藻剂的制备与除藻性能及安全性研究[D]. 贾凯悦. 天津大学, 2019(01)
- [8]溶藻活性物质连续生产系统的研究[D]. 赵敏雅. 深圳大学, 2019(11)
- [9]锁磷剂联合固定化好氧反硝化菌修复富营养化水体实验研究[D]. 周志勤. 华中科技大学, 2019(03)
- [10]缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究[D]. 孙亚楠. 天津大学, 2018(06)