一、硝化工艺中硝化菌体的微生物结构及其选择附着生长模式（论文文献综述）
李彬娟[1]（2021）在《部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究》文中指出为了开发经济高效的低浓度氨氮废水处理工艺,本研究首先分别在序批式活性污泥反应器（SBR）以及连续式生物滤柱反应器中探究了部分亚硝化工艺的启动和运行参数;然后在连续式厌氧氨氧化生物滤柱反应器中（CABR）探究了经部分亚硝化工艺处理的低浓度含氮废水的启动策略和脱氮性能,以期为两段式部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺处理低浓度氨氮废水提供技术支撑。论文主要研究结果以及结论如下:（1）采用SBR维持进水NH4+-N浓度150±5 mg/L条件下,通过间歇曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅19 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段SBR平均出水NH4+-N与NO2--N浓度分别为66.49和63.17 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值维持在0.84～1.05,平均NO2--N积累率（NAR）高达93.25%。当降低进水NH4+-N浓度至75±5 mg/L时,间歇曝气和连续曝气模式下,平均出水NAR分别为95.40%和95.04%,均可稳定地实现部分亚硝化。（2）进行部分亚硝化的SBR,进水NH4+-N降低至60±5 mg/L时,当水温从32℃梯度降温至27℃和22℃时,随着水温的降低,平均NAR由85.80%降至61.01%和30.45%,表明温度的降低不利于部分亚硝化的进行。（3）维持部分亚硝化生物滤柱反应器（PNBR）进水NH4+-N浓度为105±5mg/L,在HRT为4 h时,采取连续曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅12 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段平均出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为44.24和54.78 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值为0.98～1.37,平均NAR高达99.14%。但当进水NH4+-N降为60±5 mg/L时,HRT缩短为2 h和1 h时,平均NAR分别为99.26%和10.08%。（4）维持PNBR进水NH4+-N浓度为60±5 mg/L,在HRT为1 h下添加1mmo L/L氯酸钾,当水温从30℃梯度降温至25℃和20℃时,随着温度的降低,平均NAR由75.57%升高至82.89%和85.23%,表明添加1 mmo L/L氯酸钾时,梯度降温（30℃→25℃→20℃）并不会影响部分亚硝化性能。（5）CABR重启阶段,控制进水NH4+-N和NO2--N分别为50±3和50±3mg/L,通过逐级缩短HRT的启动策略,进水NLR从0.29提高至2.43 kg-N/（m3·d）仅需21 d,且出水TN浓度小于15 mg/L。运行阶段降低进水NH4+-N和NO2--N分别为28±2和28±2 mg/L,逐步缩短CABR的HRT至20 min,此时NLR为4.20±0.10 kg-N/（m3·d）,稳定阶段TN平均去除率稳定在86.33%;当HRT为20 min时,继续降低反应器水温至25℃,稳定阶段TN平均去除率仍可稳定在86.42%。（6）CABR沿程水质测定结果显示,厌氧氨氧化作用主要发生在反应器0～20cm区段,其颗粒污泥和生物膜的生物量浓度分别为17.41和8.61 g/L,且对应的厌氧氨氧化菌活性（SAA）分别为0.43和0.28 g/（g-VSS·d）。微生物高通量测序结果表明,反应器不同区段厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia均为优势菌种。其中,0～20 cm段颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占31.34%和34.05%;20～47 cm颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占25.43%和29.67%。
韦愿[2]（2021）在《Anammox-MBR耦合工艺的中试实验研究》文中进行了进一步梳理城镇化的不断推进使得市政污水的产生量逐年递增。在绿色经济及可持续发展战略的共同要求下,从“低碳社会”到“低氮社会”的进步是社会发展的新方向。因此,针对市政污水进行更加高效、低成本的处理对于减少环境氮素污染及市政污水的资源化利用都有深远的意义。针对目前传统市政污水处理工艺中存在的脱氮成本高等问题,采用厌氧氨氧化（Anammox）与MBR耦合的工艺（AxMBR系统）对校园生活污水进行中试实验研究,通过检测AxMBR系统在不同点位的进出水COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN浓度对其处理效果进行评价,推论出不同阶段系统的运行状况,并根据研究结果对传统生活污水处理工艺的厌氧氨氧化改造提供可行方案;通过三维荧光技术对出水中的溶解性有机物（DOM）进行分析;采用高通量测序的方法对AxMBR系统的接种污泥及不同实验阶段、不同点位的污泥进行微生物分析。其结论如下:（1）AxMBR系统可以对市政污水进行稳定、高效处理,系统在投加Anammox菌后能通过降低污水脱氮成本的形式降低污水的处理成本。（2）AxMBR系统中MBR反应器在阶段I-Ⅲ的最佳DO浓度分别为3.01 mg/L、2.29mg/L和2.51-2.94 mg/L左右,三个阶段的平均曝气量分别为1.34 m3/h、0.78 m3/h和1.09 m3/h。（3）温度和DO对于AxMBR系统的影响较大,很可能是影响系统中微生物菌群的种类、相对丰度及多样性。当温度维持在27℃以上时,AxMBR系统中的Anammox菌可对污水进行有效脱氮。当温度为23.2-26.1℃时,AxMBR系统中Anammox及硝化反硝化的脱氮贡献分别为17.98%和82.02%左右。（4）经过De-Anammox反应器处理后,污水中的芳香类蛋白物质Ⅰ、芳香类蛋白物质Ⅱ和类富里酸物质几乎全被降解。溶解性微生物代谢产物和类腐殖酸物质则主要在MBR系统中被去除,且AxMBR系统出水中剩余的DOM主要为类腐殖酸物质。（5）AxMBR系统在阶段II中存在主要的Anammox菌属为Candidatus Kuenenia,其在E2中的相对丰度占比相对于反硝化细菌更高,说明阶段II中Anammox在脱氮方面发挥着重要作用。（6）在整个实验过程中,MBR反应器填料污泥中的微生物菌群种类、相对丰度及多样性变化程度最低,即环境的变化（如温度、DO等）对于填料上的微生物影响较小,说明填料的使用有利于维持AxMBR系统的稳定性。
刘小锦[3]（2020）在《CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究》文中研究表明近年来,基于短程硝化和厌氧氨氧化的CANON工艺具有流程短、无需外加碳源、节省耗碱量和耗氧量、基建成本低且剩余污泥产量少等优势,在高氨氮废水脱氮领域得到广泛的研究和初步应用。但该工艺在处理中低浓度氨氮废水（500 mg·L-1以下）时仍然存在很多制约因素,其中包括启动时间长、系统稳定性差、废水中有机物的抑制等。本研究采用R1和R2两个反应器,比较CANON工艺在处理中低浓度氨氮废水时不同运行方式的脱氮性能和稳定性差异,以期寻找适合中低浓度氨氮废水条件下CANON工艺高效稳定运行的模式。整个试验主要分为两个阶段。阶段Ⅰ（R1:1-170d,R2:1-120d）,研究R1和R2反应器在进水NH4+-N浓度为200 mg·L-1时CANON工艺的启动过程。通过“三调整一提高”（逐步调整缩短HRT、调整曝气量、调整回流比和提高氨氮容积负荷）的方式实现反应器“低浓度高通量”启动,考察了启动阶段系统氮去除及关键参数的变化规律,对比两个反应器中CANON工艺的脱氮效能。研究结果如下:（1）R1反应器为升流式污泥床反应器,170 d完成了污泥颗粒化培养。稳定运行时,HRT为6h,N/L达到0.801 kg·（m3·d）-1,系统平均NH4+-N去除率和平均TN去除率分别为93%和81%,出水NH4+-N和TN浓度分别在15 mg·L-1和42 mg·L-1以下。反应系统中污泥以颗粒和絮体两种方式共存,平均粒径超过668.725 μm。（2）R2反应器为升流式生物膜反应器（内置填料）,120 d后完成CANON工艺启动。稳定运行阶段,HRT为5h,NIL为0.902 kg·（m3·d）-1,出水NH4+-N和TN分别在6 mg·L-1和30 mg·L-1以下,系统实现了 97.18%的平均NH4+-N去除率和85.87%的平均TN去除率。污泥系统集絮体、颗粒以及填料上的生物膜3种形式为一体,具有较强的稳定性。（3）启动过程中,两个反应器中AOB和AnAOB物种丰度呈增加趋势,NOB和其它非功能菌群在该阶段不断被淘汰。当CANON启动完成时,R1反应器中AOB和AnAOB占比分别上升至为6.16%和13.83%,DeNOB占比仅为1.21%;R2反应器中3种主要脱氮反应的菌群AOB、AnAOB 和 DeNOB 占比分别为 20.22%、32.65%、3.55%,占比均高于 R1。其中,AOB和AnAOB在该阶段的优势菌属分别为Nitrosomonas和CandidatusJettenia。阶段Ⅱ（R1:171-248 d,R2:121-248 d）,进一步探究两种方式启动的CANON系统对有机物的耐受阈值,以期建立中低浓度氨氮废水同步脱氮除碳体系。此阶段通过逐步增加进水COD浓度同时调整曝气量,考察有机物浓度对CANON系统的氮去除能力和微生物形态特征的影响。研究结果如下:（1）R1反应器进水COD从30 mg·L-1逐渐增大至80 mg·L-1,当其超过50 mg·L-1时,系统氮去除能力下降且颗粒污泥开始解体,后期进水停止加入COD以恢复系统稳定性。从氮去除能力和污泥状态来看,R1反应器可用于处理COD浓度低于50 mg·L-1的中低浓度氨氮废水。（2）R2反应器进水COD浓度则从50 mg·L-1逐渐增加至200 mg·L-1,比R1反应器对水质变化具有更好的适应能力,成功完成了 CANON耦合反硝化工艺,且R2反应器的最佳C/N 比为0.5。最佳C/N 比条件下,R2反应器对NH4+-N和TN最高平均去除效率分别达到97.09%和93.67%,同时最高COD去除率为95.88%,满足同步脱氮除碳的需求。（3）过高的有机物浓度主要抑制厌氧氨氧化菌群的生物活性,主要体现在AnAOB去除NH4+-N的速率降低,且对R1反应器的影响大于R2反应器;同时,进水提供的有机碳源促使DeNOB的生物活性不断提高,最终R1和R2反应体系中DeNOB对NO3--N的去除速率分别为10.95 mg（g·h）-1 和 10.36 mg（g·h）-1。（4）阶段Ⅱ后期,参与脱氮过程的优势菌属多样性和丰度发生了明显的演变,新增了 AnAOB中CandidatusKuenenia菌属,反硝化属中的Comamonadaceae菌属和Xanthomonadaceae菌属。AOB 和 AnAOB 整体占比受有机物浓度影响骤减,而DeNOB在该阶段物种丰度明显上升,在R1和R2体系中占比分别达到4.25%和8.34%,这与两个反应器中反硝化性能的差异正相关。综合对比,CANON工艺启动过程中,R2反应器所用的启动时间更短,并且运行过程中脱氮能力要略强于R1反应器。同时,由于填料的存在,R2系统对COD的耐受浓度高于R1,可用于低C/N比、中低浓度氨氮废水的同步脱氮除碳处理。
李宇馨[4]（2020）在《一种硝酸盐去除菌菌剂的强化脱氮效果与机理研究》文中研究指明厌氧-缺氧/好氧-缺氧/好氧（厌氧-两级AO）是集约化畜禽养殖废水处理的常用工艺,但运行过程中普遍存在出水硝酸盐氮超标的难题。该研究结合工艺运行特点和效果分析,提出通过好氧反硝化菌强化处理技术,实现原位深度脱氮,即将高效好氧脱氮菌固定化菌剂投加于好氧处理池中,在同一池中实现同步硝化与反硝化,解决硝酸盐氮累积并最终导致超标排放的问题,该技术有望解决低碳氮比水质条件下深度脱氮的难题,同时具有操作方便以及改造和运行成本低的优点。该研究从畜禽养殖废水处理系统的一级好氧池污泥中分离得到一株能适应于低碳氮比环境的好氧脱氮菌,该菌革兰氏染色为阴性,通过16S r RNA基因序列分析确定其为门多萨假单胞菌（Pseudomonas mendocina）,并将其命名为P.mendocina LYX。通过单因素条件实验和正交实验等脱氮特性研究发现,P.mendocina LYX的最优脱氮条件为p H=7.5,C/N=5,温度35℃,溶解氧3.86 mg/L,在此条件下菌株能去除95.21%的NO3--N。实验结果发现P.mendocina LYX在低碳氮比环境下有较好的适应性,在C/N=3的条件下仍然能保持近60%的NO3--N去除率。实验通过挂膜培养将P.mendocina LYX制成固定化菌剂后,采用摇瓶培养和模拟好氧池处理方式,探索了菌剂对C/N为2.2的养鸭废水的处理效果。结果表明NO3--N和CODCr的去除率较菌剂强化前分别提高40%和20%,NO2--N浓度提前达到峰值,反硝化进程被明显推进。16S r RNA高通量测序发现:菌剂投加后第10天,反应器污泥中好氧脱氮菌Pseudomonas的相对丰度由最初的0.03%上升至8.5%,此时,脱氮效率和CODCr去除率均达到最大值,分别为86%和79%,而第22天Pseudomonas相对丰度降至0.59%,系统脱氮效率和CODCr去除率基本与菌剂强化前持平。菌剂强化能促进污泥中好氧反硝化菌的生长繁殖,提高了系统脱氮效率,但随着菌的流失,强化作用逐渐减弱,且菌剂强化周期不超过22天。对该菌的脱氮途径进行一系列分析发现该菌在硝酸盐氮去除过程中,37.9%被同化为胞内物质,33.1%被还原为N2O,16.6%被还原为终产物N2,最后不到0.5%以NH4+-N和NO2--N的形式存在,总的NO3--N去除率达90.5%。随后通过PCR扩增和反转录q PCR扩增等实验发现,该菌具备好氧反硝化过程中各关键酶基因（nap A、nir K、nor B、nos Z）,且在细菌生长过程中,nap A的表达量最高,其次是nir K和nor B,而nos Z表达量最低,这可能是导致副产物N2O积累的主要原因。因此,推测出该菌的硝酸盐氮去除的主要途径为同化和异化两种方式,其中异化的主要路径为（?）,而整个脱氮过程中,N2O的还原为瓶颈环节,需要在应用过程通过调试控制N2O途径的贡献。作为一株可以同时通过好氧反硝化和同化作用去除硝基氮的菌株,P.mendocina LYX通过制剂化有望在硝基氮累积超标排放的废水系统中实现方便快捷地原位深度脱氮目标,尤其是在低碳氮比废水的处理应用中具有良好的前景。
程荟瑜[5]（2020）在《Anammox-EGSB反应器启动及回流比对脱氮性能影响研究》文中研究指明厌氧氨氧化（Anammox）工艺因高效、绿色、经济等优势,在废水生物脱氮领域具有广阔的应用前景;但因该工艺的功能微生物厌氧氨氧化菌倍增时间长达10～14 d,进而导致厌氧氨氧化工艺启动时间较长,限制着其工程化应用。目前,大部分启动研究集中于直接利用厌氧氨氧化污泥作为接种污泥,但厌氧氨氧化污泥泥源普遍匮乏,价格高昂,作为工艺接种污泥并不实际,有必要探讨如何利用来源广泛的普通污泥启动厌氧氨氧化工艺。回流比是EGSB反应器的一个重要参数,探究回流比对厌氧氨氧化工艺脱氮性能的影响尤为重要。因此,本论文开展了以淀粉厂污水处理反应器中厌氧颗粒污泥作为启动源的Anammox-EGSB反应器快速启动研究,及分析了回流比对反应器脱氮性能的影响。取得了主要研究成果如下:（1）接种淀粉厂污水处理反应器厌氧颗粒污泥,通过反应器改造和工况控制件,采用“UASB向EGSB反应器转变”和“先提高基质浓度,后缩短水力停留时间”逐步提升氮负荷的启动策略进行厌氧氨氧化菌富集。经过86 d的运行调控,成功启动了厌氧氨氧化反应器,氮去除负荷NRR由0.02 kg N·m-3·d-1提升至0.52 kg N·m-3·d-1。（2）低氮负荷启动、接种污泥预处理和严控生长条件等方式缩短了菌体自溶期和活性停滞期时间;减少污泥流失和逐步提升氮负荷实现了厌氧氨氧化菌的稳步富集。（3）启动期微生物群落结构分析表明:随启动时间延长,古菌和细菌群落多样性降低,功能菌群作用突出;在门水平上,古菌优势菌门始终为广古菌门,而细菌优势菌门群落结构变化较大,启动成功后,细菌优势菌门为浮霉菌门。在属水平上,经过厌氧氨氧化环境洗淘作用,逐步形成了一个厌氧氨氧化菌为主,协同反硝化菌、硝化菌、产甲烷菌、异养菌等多种功能菌群耦合的小型微生物脱氮生态系统;启动源厌氧颗粒污泥中的古菌是加速厌氧氨氧化工艺启动的一个重要原因。（4）回流比调控实验表明:当Anammox-EGSB反应器由回流状态突然转化为无回流状态时,系统将出现脱氮性能失稳的现象;回流比为100%、200%时,脱氮性能会显着提高,回流比为200%状态的脱氮性能优于100%;当回流比为250%时,会出现污泥流失或者堵塞问题从而影响脱氮性能。本论文研究认为淀粉厂污水处理反应器厌氧颗粒污泥作为厌氧氨氧化反应器启动源具有快速启动的优势,给出了Anammox-EGSB反应器合适的回流比参数,为厌氧氨氧化反应器的快速启动和工程化应用提供了支撑。
王拓[6]（2020）在《厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺运行机理研究》文中提出厌氧氨氧化具有同时去除亚硝酸盐氮和铵盐氮的能力,且该新型生物脱氮工艺能够减少能耗而倍受关注。然而代谢产物中约有11%（占总氮）的硝酸盐氮致使厌氧氨氧化无法高效脱氮并造成其工程应用具有一定的局限性。基于脱氮性能和经济效益的考虑,本研究选择硫自养反硝化以解决厌氧氨氧化的硝酸盐问题,构建厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺,探究耦合工艺构建的可行性、基质波动下的稳定性及脱氮的高效性。主要研究结果如下:（1）通过启动与运行对耦合工艺构建的可行性进行分析。结果表明耦合工艺以12天成功启动并长期稳定运行,厌氧氨氧化工艺段和耦合工艺的脱氮效率分别为86.70±1.03%和99.15±0.68%,说明耦合工艺可以解决厌氧氨氧化无法高效脱氮的问题;厌氧氨氧化出水对硫自养反硝化具有促进作用;耦合工艺中物质流与信息流的相互协同验证了耦合工艺构建的可行性。（2）通过各基质波动的工况对耦合工艺的稳定性进行分析。结果表明在亚硝酸盐过量和铵盐氮过量工况中耦合工艺的脱氮效率分别为95.27±1.51%和93.44±0.96%;总脱氮效率在两工艺段以硝化旁支相连后高达99.08±0.68%;耦合工艺在经历21天饥饿后仍具有很好的恢复能力,并以16天完全恢复运行性能;厌氧氨氧化颗粒污泥和硫自养反硝化生物膜对不同基质波动的环境进行EPS响应以维持耦合工艺的稳定性;耦合工艺的菌群对基质波动表现出良好的耐受性和恢复性,稳定的菌群生态决定了耦合工艺的高稳定性。（3）通过比较耦合工艺中硫自养反硝化与单独硫自养反硝化对耦合工艺脱氮高效性进行分析。结果表明耦合工艺的硫自养反硝化工艺段中出现亚硝酸盐氮优先去除的现象,亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的去除效率分别为100%和69.9%;厌氧氨氧化出水pH、ORP、EPS和AHLs的明显变化潜在影响了关键酶Nir活力增加,而Nar活力降低;菌属Longilinea、Thiobacillus和Methyloversatilis应与亚硝酸盐氮的优先去除相关;耦合工艺不存在亚硝酸盐氮积累的现象体现出其脱氮的高效性。综上所述,厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺的构建是可行的,在基质波动的环境下能够保持稳定运行,并具有高效脱氮的性能,本研究结果为厌氧氨氧化工艺脱氮局限性提供了有效的解决途径及工程应用的技术支持。
於阳[7]（2020）在《微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究》文中认为工业化进程的高速发展推动了人类社会的前进步伐,然而随着人类生活水平的提高,污水产生量急速升高、污水成分也更加复杂。氨氮一直是水处理关注的热点,而现今氨氮和六价铬共存问题也对水处理提出了新的挑战。传统污水处理工艺包含好氧硝化部分和厌氧反硝化部分,硝化和反硝化任务分别由两类不同的微生物种群完成,基础建设占地广、运行费用高、微生物对重金属冲击敏感。目前已经发现异养硝化同步好氧反硝化（HNAD）菌可以在好氧条件下独立完成硝化和反硝化过程,并在降解氨氮的同时去除水体中的六价铬。然而,菌株在单独应用时通常面临两个问题,不利的环境条件影响和功能菌的大量流失。这也是目前研究多为发现具有高效脱氮除铬能力的菌株,却难以实现应用的原因。所以,若能开发出能够强化高效菌株去除效率和应用性能的材料和方法,对高效率低成本去除水体中目标污染物具有重要意义。基于以上问题和思考,本研究基于团队前期分离纯化的2株HNAD菌Pseudomonas stutzeri XL-2和Acinetobacter baumannii AL-6,采取特殊的驯化方法,使其具有高效率去除氨氮功能,并能够同步去除氨氮和六价铬复合污染物。采用核桃壳为原料制备出能够与菌株共生的核桃壳生物炭（BC）和改性核桃壳生物炭（MBC）,通过一种简单的“共生吸附”的方法构建菌株和生物炭的耦合体系。探讨了该耦合体系对单一污染物和复合污染物的去除性能,尝试将耦合体系分别在富含氨氮水体、氨氮与六价铬复合污染物水体中进行初步应用,分析了耦合体系中的细菌与生物炭在去除单一污染物和复合污染物时的协同作用关系,并揭示了该耦合体系强化去除目标污染物性能的协同性机理。主要的研究内容与结论如下:（1）经驯化后,Pseudomonas stutzeri XL-2和Acinetobacter baumannii AL-6在BM培养基降解氨氮的特性显示,菌XL-2和菌AL-6对氨氮的最大去除率分别为71.10%和88.45%,对COD去除率为75.53%和77.89%,整个过程中硝酸盐氮累积量很少,而亚硝酸盐氮则几乎不积累。通过Monod方程对降解氨氮过程进行分析,2株细菌的最大比增长速率与半饱和常数比值（用于表征菌降解效率）分别为0.00326 mg·L-1·h-1和0.00993 mg·L-1·h-1,表明2株细菌均表现出良好的降解氨氮性能,并且菌AL-6的效率要高于菌XL-2。初始氨氮浓度为100 mg·L-1时,核桃壳生物炭（BC）与改性核桃壳生物炭（MBC）对氨氮的最大吸附容量分别为0.99mg·g-1和3.29 mg·g-1,2种生物炭对氨氮的吸附过程以化学吸附为主,傅里叶红外光谱对生物炭的官能团表征证明了这一点。优势菌AL-6分别与BC和MBC构建耦合体系中,AL-6&MBC去除氨氮性能好于AL-6&BC;优势炭MBC分别与菌AL-6和菌XL-2构建耦合体系中,XL-2&MBC性能更优;综合对比后确定XL-2&MBC为最优耦合体系。大幅度减少MBC的投加量对XL-2&MBC去除氨氮性能影响较大;在不同初始氨氮浓度和不同初始p H值条件下,耦合体系XL-2&MBC去除氨氮性能均比菌、炭要强。在序批示生物反应器（SBR）中,以XL-2&MBC耦合物为材料处理富含氨氮废水,结果显示该耦合体系在反应器中处置富含氨氮水体的效率和稳定性远高于单独的菌。（2）相比于水体中的单一的氨氮污染物,氨氮和六价铬复合污染物是一个新的挑战,去除过程也更加复杂。在Cr BM培养基中,菌XL-2和菌AL-6去除氨氮和六价铬复合污染物的特性显示,菌XL-2、菌AL-6对氨氮和六价铬同步去除率分别为64.85%和70.80%、82.01%和56.49%。相比于不含六价铬培养基,菌XL-2对氨氮的最大去除率由71.10%下降到64.85%,菌AL-6对氨氮的最大去除率由88.45%下降到82.01%。莫诺方程分析结果显示菌XL-2和菌AL-6降解氨氮速率的最大比增长速率与半饱和常数的比值分别为0.00183 mg·L-1·h-1和0.00829mg·L-1·h-1。模型分析显示,菌XL-2和菌AL-6生长的细胞浓度与六价铬去除关系均符合多项式模型,模型拟合参数分别达到0.9107和0.9831。通过铬分布分析,溶液中的六价铬主要是以在上清液中还原的形式去除,其余少量的铬分布于在细胞表面或内部,XPS扫描结果进一步证实了正六价铬还原为了正三价铬。当初始氨氮浓度为100 mg·L-1、六价铬浓度为3 mg·L-1时,生物炭BC和MBC对氨氮的最大去除率分别为8.58%和36.71%,对六价铬的最大去除率分别为58.97%和17.32%。菌XL-2分别与生物炭BC、MBC构建耦合体系XL-2&BC和XL-2&MBC,2耦合体系去除氨氮性能相近,然而,XL-2&BC对六价铬的去除性能显着高于XL-2&MBC。基于生物炭BC,考察2株菌分别与之构建耦合体系,结果显示AL-6&BC具有更高的去除复合污染物性能和更少的有毒含氮代谢终产物的累积量,确定AL-6&BC为优选耦合体系。提高耦合体系中的炭的投加量对整体提升同步去除氨氮和六价铬的性能影响很小。不同初始氨氮浓度和六价铬浓度下,AL-6&BC同步去除氨氮和六价铬性能明显强于单独的菌和单独的生物炭。应用表现显示,AL-6&BC在SBR中的处理氨氮和六价铬性能明显强于菌AL-6。（3）针对富含氨氮水体,菌XL-2和MBC构建的耦合体系对氨氮去除表现出优异的协同作用,特别是在高氨氮浓度、碱性等不利条件下,其协同作用更强。获得协同作用的机理分为以下几个方面:生物炭能够吸附溶液中的铵根离子或自由氨,降低溶液中自由氨对菌的毒害作用;细菌耗氧速率（OUR）显示生物炭可以提高和保持菌在整个生长周期的高代谢活性,深入研究发现MBC中Mg2+的释放能够显着提高细菌XL-2降解氨氮关键酶AMO酶的活性;MBC大的比表面积提高了菌与目标污染物之间的联系,提高了疏水性菌摄取目标污染物的效率;除了大的比表面积、丰富的孔隙度,生物炭表面还分布有大量的亲水性官能团,能够保护和强化细菌在生物炭上的定殖,减少菌XL-2在悬浮生物反应器SBR中的大量流失,保障了其在悬浮类生物反应器中的稳定运行。（4）相比于仅含有单一氨氮污染物的水体,含有氨氮和六价铬复合污染物的水体性质和去除机理更为复杂。在不同初始氨氮浓度和六价铬浓度条件下,耦合体系中的菌AL-6与BC在同步去除氨氮和六价铬复合污染物时,均表现出显着的协同效应。协同效应的产生涉及多种机理:第一,与单一氨氮污染研究类似,即生物炭对水体中氨氮和六价铬的吸附特性,减少了水体中自由氨和六价铬离子浓度,降低了自由氨对细菌的毒害作用,提高菌去除目标污染物的效率;第二,能谱分析显示生物炭自身含有丰富的Mg、K和Ca元素,可以显着提高菌AL-6的AMO酶活性,进而提高了菌AL-6降解氨氮效率;第三,生物炭表面的含氧官能团促进了菌体胞外电子的传递,同时Si-O官能团的存在可以进一步提高了电子的传递效率,另外,对反应体系的电化学分析显示,生物炭与六价铬之间能够发生氧化还原反应,生物炭可以提高体系中的电子转移能力,这为体系中六价铬、菌体和生物炭之间电子转移提供了便利通道,强化了对六价铬的还原和吸附作用;最后,BC大的比表面积、丰富的介孔孔隙分布特性以及大量的亲水性官能团的存在,既增强了菌AL-6与目标污染物之间的联系,提高了菌AL-6摄取目标污染物的效率,又保护和强化了菌AL-6在生物炭上的定殖,降低了菌株在悬浮液中的大量流失。整体来讲,菌株与生物炭构建的耦合体系对处理单一氨氮污染废水、氨氮与六价铬复合污染废水均具有巨大的应用潜力,为实现传统活性污泥水处理技术的升级改造提供了一种参考思路。
唐思敏[8]（2020）在《铁诱导全程自养脱氮工艺启动及运行性能强化机理研究》文中提出厌氧氨氧化（Anammox）菌广泛存在于淡水与海洋环境之中。基于氨氧化菌（AOB）和Anammox菌的全程自养脱氮工艺（Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite,CANON）相比于传统的硝化-反硝化工艺,能节省60%左右的曝氧能耗且无需消耗外源有机碳源,且在基建及运行费用、能源消耗及回收方面具有优势,是经济且环境友好的新型污水脱氮工艺之一。然而,CANON工艺存在的启动周期长、生物产率低、去除负荷低、运行性能极易受运行条件制约等缺点限制了其工业化应用。本文通过富集Anammox混培物,并构建上流式活性污泥床反应器,通过控制HRT和调整进水总氮负荷（TNLR）以及外加Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）等工艺调控手段,研究了Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）对CANON工艺的启动及运行性能的作用,解决CANON工艺菌群不平衡、颗粒化困难等问题,提出基于铁元素价态调控的工艺脱氮性能强化策略,为CANON系统高效运行和工业化应用提供理论依据和技术支持。具体研究内容与结果如下:（1）为CANON工艺提供Anammox菌源,构建试验室规模的UASB反应器。接种污水处理厂二沉池活性污泥来启动Anammox工艺,通过氮负荷调节和外源添加Fe（Ⅱ）等措施来强化Anammox性能,富集培养Anammox颗粒污泥。试验结果表明经过负荷调控（包括基质负荷和水力负荷）,反应器TNRE达到83.34±2.96%,化学计量比REANE与REANA分别为1.10±0.08和0.28±0.05,接近理论值的1.32和0.26,Anammox反应成为系统主导反应。Stover-Kincannon模型和二阶动力学模型对系统拟稳态数据的拟合结果具有较高的相关系数,适合描述Anammox运行性能。Stover Kincannon模型预测TNEEmax=25.4 kg m-3 d-1,远高于试验值14.4 kg m-3 d-1,表明系统具有良好脱氮潜能。Anammox系统经过长期运行,颗粒化明显,大于2.00mm的颗粒污泥占总污泥颗粒的58.3%。EPS中PN/PS比值相比于文献报道的仍在较低水平,污泥沉降性能较好。随着污泥粒径的增大,EPS中检测出的铁含量逐渐变少,与此相对的污泥中铁含量逐渐增大,表明Anammox菌在富铁环境中易累积铁,提升厌氧氨氧化工艺的脱氮性能。（2）为强化以活性污泥为种泥启动的CANON工艺,试验构建了平行运行的三组上流式活性污泥床反应器,处理模拟废水,研究不同价态铁对CANON工艺的启动及运行性能的影响,并探究其菌群结构演变特征。试验结果表明,低浓度Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）的存在促进CANON系统脱氮能力,同时也促进污泥EPS的生成,本试验最佳Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）浓度是5.3mg L-1。继续提高铁浓度不会有效增加CANON系统脱氮性能,8.3mg L-1的Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）与2.3mg L-1的Fe（Ⅱ）（Ⅲ阶段的R1、R2和R3）对脱氮的作用效果相同。5.3mg L-11 Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）的存在促使EPS中PN和PS含量增加。由于EPS及污泥菌体对铁的吸附,各反应器进水中停止加入Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）后,在较长一段时间内污泥中残留的Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）仍然对反应器运行性能存在促进作用。即便提高基质浓度出现基质抑制情况,经过长期的运行脱氮性能也能得到提高。高通量测序结果,Nitrosomonas和Ferruginibacter作为优势菌属被检测出,然而由于测序深度不够,各反应器并未直接检测出Anammox菌属。Anammox菌过少是造成系统脱氮性能长期无法得到进一步提升的关键限制因素。（3）为进一步强化CANON工艺运行性能,将高效Anammox污泥接种于CANON工艺之中,探究不同铁离子对脱氮性能、功能菌的活性变化以及污泥特性的影响。试验结果表明,反应器接种Anammox颗粒污泥后,系统自养脱氮能力得到强化,但DO等条件的改变仍然会对其造成影响。低浓度的Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）(2.3 mg·L-1)对反应器的自养脱氮能力都具有促进作用,且Fe（Ⅱ）的促进效果优于Fe（Ⅲ）。高浓度的Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）(8.3 mg·L-1)对反应器的自养脱氮能力都具有抑制作用,且Fe（Ⅲ）的抑制效果强于Fe（Ⅱ）。随着加入的铁元素浓度增加,Fe（Ⅱ）抑制了AOB菌活性,Fe（Ⅲ）同时抑制了AOB菌和NOB菌的活性,CANON反应速率和Anammox速率都受到较为严重的抑制,导致反应器R1和R2的脱氮能力下降。经过高通量测序分析发现,变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）和浮霉菌门（Planctomycetes）始终是占有优势地位的菌群。Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia作为Anammox的优势种群,Nitrosomonas作为AOB的优势种群。Fe（Ⅱ）的存在抑制AOB菌增长的同时使得Anammox菌各种类的丰度更加平均;Fe（Ⅲ）的存在降低了微生物多样性。KEGG分析发现,代谢过程中的基因丰度并未随着进水Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ）浓度增加发生明显变化,意味着群落中的微生物通过功能演替来适应进水Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ）浓度变化的过程。
杨墨[9]（2019）在《耐冷菌Janthinobacterium sp.M-11的异养硝化好氧反硝化特性及耐冷机制研究》文中提出近年来,随着经济发展,生活污水和工业废水的排放量不断提高,地下水中的氮污染程度愈来愈严重。在冬季持续时间较长的寒冷地区,地表水的水温长期保持在0-2℃左右,传统的以自养硝化菌为核心的生物脱氮工艺难以对低温水体中的氮污染进行去除。相比于自养硝化细菌,异养细菌具有更优秀的环境适应能力,在低温下能保持较高的生长和代谢速率。本研究致力于筛选出具有高效脱氮性能的耐冷异养菌,对其脱氮性能进行全面考察,利用分子生物学技术深入探究其低温脱氮机制。新型耐冷脱氮菌的研究丰富了低温低污染水体处理手段,对寒冷地区的饮用水保障具有重要的意义。本研究从低温生物滤池的滤料中筛选出一株耐冷脱氮菌株M-11。通过形态观察,BIOLOG分析等手段及遗传学特征对M-11菌株进行鉴定,并考察多种环境因素对其脱氮性能及生长速率的影响。鉴定结果表明,该菌株为詹森菌属（Janthinobacterium）,2℃下35小时内能够对低浓度氨氮（5mg/L）实现98%以上的去除并伴有1mg/L氧化亚氮的生成。M-11菌株适合在中性及弱碱性条件下生长,适宜的碳源（丙三醇和葡萄糖）和较高的碳氮比有助于提高氨氮的去除效率。M-11菌株属于兼性厌氧菌,但厌氧条件下菌株生长和脱氮效率均受到一定抑制。厌氧条件下,M-11菌株的硝化过程基本停滞,细菌同化成为氨氮去除的主要途径。不同于已报道的好氧反硝化菌,M-11菌株在硝酸盐氮的好氧反硝化中并没有产生亚硝酸盐氮积累。相反在厌氧条件下,由于硝酸盐氮的转化效率提高,M-11菌株在进行厌氧硝酸盐氮反硝化过程中产生较为明显的亚硝酸盐氮积累。同时,在厌氧条件下,反硝化过程中氧化亚氮的生成量明显上升。全基因组测序结果表明,M-11菌株基因全长6,394,979bp,GC含量为62.36%,序列中存在两段CRISPR序列。COG,KEGG及GO功能注释结果表明M-11菌株的功能基因种类及数量均超过已报道的低温异养菌。M-11的基因序列中共含有34个基因岛,包含Tra C、Tra E及Tra L等多个可编码接合转移蛋白的功能基因。与NCBI数据库中五株詹森菌属菌株的共线性分析结果证明,M-11菌株与Janthinobacterium菌属中svalbardensis种菌株基因组具有最高的相似性。M-11菌株基因组中含有3个冷激蛋白编码基因,6个热激蛋白编码基因,能够提高M-11菌株对寒冷条件的适应能力。同时M-11基因序列中包含18个能够编码天冬氨酸,甘氨酸及甲硫氨酸等常见抗冻蛋白的功能基因,这些抗冻蛋白能够降低细胞催化过程所需催化能,进一步提高细菌在低温下的活性。不同温度下转录组结果显示,当温度从2℃上升至25℃时,基因表达差异性显着,上调基因数为122个,下调基因数为58个,热激蛋白基因表达量上调,防止蛋白因温度上升而凝结。低温条件下,趋化性相关基因模块表达明显,说明M-11菌株通过向有利于菌体生长的营养物环境移动,以提高其在低温条件下的生长和代谢速率。不同温度下运输蛋白相关基因表达差异性较大,说明M-11菌株能够通过改变运输蛋白种类保持其在低温条件下与外界环境正常的物质交换。当温度从25℃下降至2℃,M-11菌株细胞膜中不饱和脂肪酸和长链脂肪酸比例上升,降低了细胞膜整体的熔点,保持细胞膜在低温条件下的流动性和选择透过性。通过氮代谢通路分析和氨单加氧酶编码基因amo A的扩增结果发现,厌氧环境对于氨单加氧酶的抑制作用是M-11菌株硝化过程停滞的根本原因。在M-11菌株中同时扩增出可编码周质硝酸盐还原酶的基因nap A和厌氧硝酸盐还原酶的基因nar G,结合反硝化代谢通路可知,硝酸盐氮厌氧反硝化过程中,nar G基因优先表达,加快M-11菌对硝酸盐反硝化速率,因此产生了明显的亚硝酸盐积累。M-11菌株中的反硝化酶在好氧条件下受到溶解氧的抑制,导致反硝化效率下降,是好氧反硝化过程中氧化亚氮生成量降低的根本原因。连续流反应器结果表明,M-11菌株能够有效提高反应器对低温水体中氨氮的去除能力。连续运行80天后,接种菌种的反应器的氨氮浓度从1mg/L下降至0.6mg/L左右,而对照组无生物接种的反应器去除效率仅有8%。微生物群落结构结果表明,Janthinobacterium菌属成为了反应器中微生物系统中的优势种群,同时M-11菌株提升了反应器整体的生物群落多样性和生物量,提高了反应器内部微生物系统的稳定性。
朱子倩[10]（2019）在《群体感应系统调控异养硝化好氧反硝化机制研究》文中研究说明氮素污染是水体富营养化的重要原因,生物脱氮技术对于减缓水体氮污染意义重大。异养硝化-好氧反硝化（Heterotrophic Nitrification-Aerobic Denitrification,HNAD）作为新兴的脱氮技术具有同步硝化反硝化优势。其氮循环代谢调控机制和如何强化脱氮是该技术的主要科学和技术难题。铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa,PA）是废水中常见的群体感应（Quorum Sensing,QS）调控HNAD功能菌,产生高丝氨酸内酯（Acy1-Homoserine Lactone,AHL）和喹诺酮（Pseudomonas quinolone signal,PQS）两类信号分子调控基因表达。针对相关难题,本研究利用PA菌株PAO1（野生型）及突变菌株lasIrhlI（AHL缺陷）,pqs4（PQS缺陷）,pqsL（PQS过度分泌）,明确QS调控HNAD氮循环过程、机理,优化条件。构建群体感应调控-生物膜异养硝化好氧反硝化工艺（Quorum Sensing-Biofilm-Heterotrophic Nitrification Aerobic Denitrification,Q-bHNAD）考察脱氮效果及生物膜（Biofilm,BF）特性,阐明QS调控下不同聚集状态微生物HNAD脱氮效率产生显着差异的原因,为开发高效Q-bHNAD工艺奠定理论基础。结果表明,QS抑制HNAD脱氮过程。lasIrhlI（4.375mg/（L·h））与pqsA（4.241 mg/（L.h））的脱氮效率均优于 PAO1（1.627 mg/（L.h））,而pqsL（0.625 mg/（L.h））的脱氮效率最低。HNAD关键酶活性表明QS通过控制亚硝酸盐氧化还原酶及三种好氧反硝化关键酶抑制脱氮。不同营养环境下HNAD均表现出明显QS抑制现象,其中柠檬酸盐为较优碳源,脱氮率达到86.8%。Q-bHNAD中HNAD脱氮效率较悬浮状态下有显着提高且受到QS的正向调控。其中pqsL的脱氮速率最高达到17.5 mg/（L.h）,而在lasIrhlI（4.3 mg/（*L·h））和pqsA中（7.3 mg/（L·h））脱氮效率明显降低。尽管抑制QS利于脱氮,但Q-bHNAD中该现象不再显着。因为QS通过调节Q-bHNAD生物膜形态结构、元素分布及EPS各类生物大分子及疏水性物质比例等方式促进了微生物的聚集与生物膜附着,降低了其对悬浮态HNAD过程的不利影响,促进了 HNAD氮循环过程。
二、硝化工艺中硝化菌体的微生物结构及其选择附着生长模式（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、硝化工艺中硝化菌体的微生物结构及其选择附着生长模式（论文提纲范文）
（1）部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水体中氮污染的来源和危害 |
| 1.2.1 水体中氮的来源 |
| 1.2.2 水体中氮的危害 |
| 1.3 生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.3.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.4 部分亚硝化工艺研究进展 |
| 1.4.1 氨氧化菌 |
| 1.4.2 部分亚硝化机理 |
| 1.4.3 部分亚硝化影响因素 |
| 1.4.4 部分亚硝化研究现状 |
| 1.5 厌氧氨氧化工艺研究进展 |
| 1.5.1 厌氧氨氧化菌 |
| 1.5.2 厌氧氨氧化的影响因素 |
| 1.5.3 厌氧氨氧化技术的应用现状 |
| 1.6 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水研究现状 |
| 1.6.1 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.2 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.3 PN/Anammox处理低氨氮废水存在的问题 |
| 1.7 本研究的意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究的目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 部分亚硝化SBR反应器的启动及运行研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 试验用水水质 |
| 2.2.4 反应器的启动与运行 |
| 2.2.5 采样与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SBR反应器的启动 |
| 2.3.2 SBR反应器的稳定运行 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 部分亚硝化生物滤柱反应器的启动与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.2.3 试验用水水质 |
| 3.2.4 反应器的启动与运行 |
| 3.2.5 采样与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PNBR反应器的启动 |
| 3.3.2 不同工况下反应器的稳定运行 |
| 3.3.3 PNBR的沿程水质变化 |
| 3.3.4 PNBR微生物硝化活性的变化 |
| 3.3.5 高通量测序 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物滤柱厌氧氨氧化反应器的启动与运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 试验用水水质 |
| 4.2.3 反应器的启动与运行 |
| 4.2.4 水样的测定与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CABR的重启特征 |
| 4.3.2 不同影响因素对CABR脱氮性能的影响 |
| 4.3.3 CABR中生物量的研究 |
| 4.3.4 CABR不同区段污泥及生物膜高通量测序分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生期间科研成果 |
（2）Anammox-MBR耦合工艺的中试实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国生活污水处理面临的主要问题 |
| 1.2 传统生活污水生物脱氮工艺的类型及其存在的主要问题 |
| 1.3 厌氧氨氧化脱氮工艺 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化的发现 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化的应用 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化耦合MBR工艺 |
| 1.4 本课题研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 AxMBR系统实验装置 |
| 2.2 AxMBR系统接种污泥和实验用水 |
| 2.3 实验仪器与设备 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 常规指标分析 |
| 2.4.2 De-Anammox反应器的脱氮效果分析 |
| 2.4.3 中温条件下Anammox及硝化反硝化对AxMBR系统的脱氮贡献 |
| 2.4.4 三维荧光光谱分析 |
| 2.5 AxMBR系统微生物群落结构分析 |
| 2.5.1 高通量宏基因组微生物测序实验方法 |
| 2.5.2 高通量测序分析流程与方法 |
| 第3章 AxMBR系统启动及各阶段运行效果 |
| 3.1 AxMBR系统启动 |
| 3.2 各阶段出水状况 |
| 3.2.1 阶段I出水状况 |
| 3.2.2 阶段Ⅱ出水状况 |
| 3.2.3 阶段Ⅲ出水状况 |
| 3.3 AxMBR系统脱氮效果与温度及DO之间的关系 |
| 3.3.1 阶段Ⅱ中 AxMBR系统脱氮效果与温度及DO之间的关系 |
| 3.3.2 阶段Ⅲ中 AxMBR系统脱氮效果与DO及温度之间的关系 |
| 3.3.3 AxMBR系统中的DO及曝气量的变化情况 |
| 3.3.4 阶段I-Ⅲ最佳DO浓度 |
| 3.4 De-Anammox反应器的脱氮效果及其相关性分析 |
| 3.4.1 De-Anammox反应器在阶段 Ⅱ和阶段 Ⅲ的脱氮效果 |
| 3.4.2 中温条件下Anammox及硝化反硝化对AxMBR系统的脱氮贡献 |
| 3.4.3 De-Anammox反应器和 MBR反应器中NH_4~+-N和 TN的进出水浓度变化 |
| 3.4.4 De-Anammox反应器在阶段 Ⅱ和阶段 Ⅲ的脱氮相关性分析 |
| 3.5 AxMBR系统进出水溶解性有机物分析 |
| 3.5.1 各类DOM在 AxMBR系统中的占比情况 |
| 3.5.2 AxMBR系统对各类DOM的去除情况 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 AxMBR反应系统能耗状况及传统污水处理工艺改造 |
| 4.1 AxMBR系统不同阶段曝气量分析 |
| 4.2 陶瓷平板膜效益分析 |
| 4.2.1 阶段 Ⅱ和阶段 Ⅲ的跨膜压力(TMP)变化情况 |
| 4.2.2 反冲洗对TMP的影响 |
| 4.3 不同生活污水处理工艺的厌氧氨氧化改造 |
| 4.3.1 厌氧氨氧化-氧化沟耦合 |
| 4.3.2 厌氧氨氧化-A/O或 A~2/O耦合 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微生物分析 |
| 5.1 AxMBR系统中的微生物种类 |
| 5.1.1 OTU分析 |
| 5.1.2 菌群相对丰度及多样性分析 |
| 5.1.3 脱氮功能菌的菌群相对丰度变化 |
| 5.2 样品相似性和差异性分析 |
| 5.2.1 β多样性分析 |
| 5.2.2 样品相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染现状及危害 |
| 1.1.2 氨氮废水处理现状 |
| 1.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 传统生物脱氮技术的不足 |
| 1.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3.1 短程硝化-反硝化(SHARON) |
| 1.3.2 同步硝化反硝化(SND) |
| 1.3.3 ANAMMOX工艺 |
| 1.3.4 OLAND工艺 |
| 1.3.5 CANON工艺 |
| 1.3.6 生物脱氮技术对比 |
| 1.4 CANON工艺研究进展 |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 不同类型反应器对比 |
| 1.4.3 应用前景及主要问题 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.6 本课题的创新点 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 接种污泥和试验用水 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.3 分析项目与检测方法 |
| 2.3.1 常规测试指标及方法 |
| 2.3.2 活性试验 |
| 2.3.3 微生物特征分析方法 |
| 2.4 试验阶段 |
| 第三章 中低浓度氨氮废水CANON的启动及稳定运行方式研究 |
| 3.1 R1反应器CANON工艺的启动特性研究 |
| 3.1.1 R1运行参数 |
| 3.1.2 R1运行过程氮去除效果 |
| 3.1.3 CANON反应进程分析 |
| 3.1.4 FA、FNA变化规律 |
| 3.1.5 粒径分布规律 |
| 3.1.6 污泥形态 |
| 3.1.7 R1启动阶段小结 |
| 3.2 R2反应器CANON工艺的启动特性研究 |
| 3.2.1 R2运行参数 |
| 3.2.2 R2运行过程氮去除效果 |
| 3.2.3 CANON反应进程分析 |
| 3.2.4 FA、FNA变化规律 |
| 3.2.5 污泥粒径 |
| 3.2.6 污泥形态 |
| 3.2.7 R2启动阶段小结 |
| 3.3 R1和R2启动和稳定运行主要指标对比分析 |
| 3.3.1 曝气量与HRT随时间变化 |
| 3.3.2 污泥沉降性能随时间变化 |
| 3.3.3 R1和R2菌群活性随时间变化 |
| 3.3.4 R1、R2启动过程小结 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 有机碳源对R1和R2 CANON系统的影响 |
| 4.1 有机碳源对R1反应器的影响 |
| 4.1.1 R1参数调控 |
| 4.1.2 R1对COD的耐受浓度及去除效果 |
| 4.1.3 COD对R1氮去除的影响 |
| 4.1.4 污泥形态及沉降性能变化 |
| 4.2 有机碳源对R2反应器的影响 |
| 4.2.1 R2参数调控 |
| 4.2.2 R2对COD的耐受浓度及去除效果 |
| 4.2.3 COD对R2氮去除的影响 |
| 4.2.4 污泥形态及沉降性能变化 |
| 4.3 R1和R2阶段Ⅱ结果对比 |
| 4.3.1 COD耐受浓度 |
| 4.3.2 有机物对FA、FNA的影响 |
| 4.3.3 活性测试结果对比 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 系统微生物相分析 |
| 5.1 阶段Ⅰ微生物相分析 |
| 5.1.1 物种注释与多样性评估 |
| 5.1.2 微生物群落结构特征 |
| 5.1.3 样本与物种关系分析 |
| 5.2 阶段Ⅱ微生物相分析 |
| 5.2.1 物种注释及多样性评估 |
| 5.2.2 微生物群落结构特征 |
| 5.2.3 样本与物种关系分析 |
| 5.3 R1、R2微生物驯化效果对比分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 导师与作者简介 |
| 致谢 |
| 附件 |
（4）一种硝酸盐去除菌菌剂的强化脱氮效果与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 厌氧氨氧化工艺 |
| 1.2.2 短程硝化反硝化工艺 |
| 1.2.3 同步硝化反硝化工艺 |
| 1.2.4 低碳氮比废水脱氮新思路 |
| 1.3 好氧反硝化菌的研究进展 |
| 1.3.1 好氧反硝化菌的种类及其脱氮特性 |
| 1.3.2 好氧反硝化菌脱氮效率的影响因素 |
| 1.3.3 好氧反硝化菌的脱氮机理及其研究方法 |
| 1.3.4 好氧反硝化应用现状 |
| 1.4 固定化技术的研究进展 |
| 1.5 课题研究内容及意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 本课题研究内容 |
| 1.5.4 本课题创新点 |
| 1.5.5 本课题研究路线 |
| 第二章 菌种的分离鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 检测方法 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌种的分离 |
| 2.2.2 菌种的筛选 |
| 2.2.3 菌株的16SrRNA鉴定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 好氧脱氮菌的分离与筛选 |
| 2.3.2 菌株的生长曲线 |
| 2.3.3 菌株B的16S rRNA鉴定结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 P.mendocina LYX菌脱氮特性的研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 pH |
| 3.3.2 温度 |
| 3.3.3 溶解氧 |
| 3.3.4 碳氮比 |
| 3.3.5 正交实验 |
| 3.4 检测方法 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 DO对菌株脱氮效果的影响 |
| 3.5.2 温度对菌株脱氮效果的影响 |
| 3.5.3 pH对菌株脱氮效果的影响 |
| 3.5.4 碳氮比对菌株脱氮效果的影响 |
| 3.5.5 正交实验 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 P.mendocina LYX菌脱氮途径的研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验器材 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 氮平衡实验 |
| 4.3.2 关键反硝化酶基因的扩增 |
| 4.3.3 qPCR测定各反硝化酶基因的表达情况 |
| 4.3.4 关键酶的酶活性测定 |
| 4.3.5 ~(15)N同位素示踪法 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 氮平衡实验 |
| 4.4.2 nap A,nir K,nor B和 nos Z基因PCR扩增结果 |
| 4.4.3 P.mendocina LYX菌株生长过程中反硝化基因的变化 |
| 4.4.4 酶活性检测结果 |
| 4.4.5 ~(15)N同位素检测结果 |
| 4.4.6 脱氮途径的推测 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 P.mendocina LYX菌的固定化及应用 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.2 实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 固定化菌剂的制备 |
| 5.3.2 固定化菌剂在实际废水中的短期应用 |
| 5.3.3 生物反应器的启动与菌剂的投加 |
| 5.3.4 污泥中菌群种群结构和多样性分析 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 菌剂形态观察 |
| 5.4.2 菌剂强化的短期效果 |
| 5.4.3 菌剂在反应器中的长期强化效果 |
| 5.4.4 功能微生物种群结构及多样性指数分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（5）Anammox-EGSB反应器启动及回流比对脱氮性能影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体中的氮素污染及其危害 |
| 1.2 废水生物脱氮技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 厌氧氨氧化生物脱氮技术 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化工艺起源 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化菌生物特性 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化反应机理 |
| 1.4 厌氧氨氧化研究应用现状及存在问题 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化研究动态及应用现状 |
| 1.4.2 厌氧氨氧化工艺存在的问题 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 反应器快速启动方案 |
| 2.3.2 启动过程污泥形态和菌群研究方案 |
| 2.3.3 回流比对脱氮性能影响研究方案 |
| 2.4 测定项目及分析方法 |
| 2.4.1 常规水质分析方法 |
| 2.4.2 污泥形态分析方法 |
| 2.4.3 X射线衍射(XRD)分析方法 |
| 2.4.4 氮素指标计算方法 |
| 2.4.5 高通量测序方法 |
| 第3章 Anammox-EGSB反应器的启动 |
| 3.1 启动运行工况分析 |
| 3.2 启动脱氮性能分析 |
| 3.2.1 菌体自溶期 |
| 3.2.2 活性停滞期 |
| 3.2.3 活性提高期 |
| 3.2.4 稳定运行期 |
| 3.3 启动期氮素化学计量比分析 |
| 3.4 颗粒污泥培养期形态分析 |
| 3.4.1 污泥形貌变化 |
| 3.4.2 污泥显微形态变化 |
| 3.4.3 颗粒污泥的形成特点 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 启动期颗粒污泥菌群结构变化 |
| 4.1 颗粒污泥古菌群落结构变化 |
| 4.1.1 古菌Alpha多样性分析 |
| 4.1.2 门水平古菌群落结构分析 |
| 4.1.3 属水平古菌群落结构分析 |
| 4.2 颗粒污泥细菌群落结构变化 |
| 4.2.1 细菌Alpha多样性分析 |
| 4.2.2 门水平细菌群落结构分析 |
| 4.2.3 属水平细菌群落结构分析 |
| 4.3 古菌与细菌群落协同作用分析 |
| 4.3.1 细菌与古菌Alpha多样性比较分析 |
| 4.3.2 古菌与细菌在门水平协同分析 |
| 4.3.3 功能菌群的变化作用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 回流比对ANAMMOX-EGSB反应器脱氮影响 |
| 5.1 无回流对反应器脱氮影响 |
| 5.1.1 无回流对反应器运行工况影响 |
| 5.1.2 无回流对反应器的脱氮抑制分析 |
| 5.2 不同回流比对反应器脱氮影响 |
| 5.2.1 不同回流比对反应器运行工况分析 |
| 5.2.2 不同回流比对反应器脱氮性能分析 |
| 5.2.3 微生物群落空间结构分布特点 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 主要结论 |
| 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的学术成果 |
| 英文缩写对照表 |
（6）厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺运行机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氮污染及生物脱氮原理 |
| 1.1.1 氮素的危害及污染现状 |
| 1.1.2 微生物氮代谢网络 |
| 1.1.3 生物脱氮工艺理念的转变 |
| 1.2 厌氧氨氧化与硫自养反硝化的耦合工艺 |
| 1.2.1 厌氧氨氧化技术 |
| 1.2.2 硫自养反硝化技术 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化与硫自养反硝化的耦合工艺的研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺构建的可行性分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验装置与运行条件 |
| 2.1.2 接种污泥和实验废水 |
| 2.1.3 分析项目与方法 |
| 2.1.4 实验仪器与设备 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 厌氧氨氧化与硫自养反硝化耦合工艺的快速启动与稳定运行 |
| 2.2.2 厌氧氨氧化出水对硫自养反硝化脱氮性能的影响 |
| 2.2.3 厌氧氨氧化与硫自养反硝化耦合工艺中物质流和信息流分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺在基质波动下的稳定性分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验装置与运行条件 |
| 3.1.2 接种污泥和实验废水 |
| 3.1.3 分析项目与方法 |
| 3.1.4 实验仪器与设备 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同基质波动下耦合工艺的运行及脱氮性能分析 |
| 3.2.2 耦合工艺对不同基质波动的EPS响应分析 |
| 3.2.3 基质波动条件下耦合工艺中菌群结构及相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺脱氮的高效性分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验装置与运行条件 |
| 4.1.2 接种污泥和实验废水 |
| 4.1.3 分析项目与方法 |
| 4.1.4 实验仪器与设备 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 耦合硫自养反硝化中出现亚硝酸盐氮优先去除 |
| 4.2.2 亚硝酸盐氮优先去除的潜在影响因子分析 |
| 4.2.3 耦合硫自养反硝化的关键酶活性分析 |
| 4.2.4 耦合硫自养反硝化的菌群生态分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参与科研情况说明 |
| 致谢 |
（7）微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 氨氮与六价铬 |
| 1.2 国内外水处理技术的研究现状 |
| 1.2.1 处理氨氮技术 |
| 1.2.2 处理六价铬技术 |
| 1.3 微生物处理技术研究进展 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化处理氨氮技术 |
| 1.3.2 短程硝化反硝化处理氨氮技术 |
| 1.3.3 异养硝化同步好氧反硝化处理氨氮技术 |
| 1.3.4 微生物处理六价铬技术 |
| 1.3.5 不足之处 |
| 1.4 生物炭处理技术研究进展 |
| 1.4.1 生物炭处理氨氮 |
| 1.4.2 生物炭处理六价铬 |
| 1.4.3 不足之处 |
| 1.5 微生物与生物炭耦合技术研究进展 |
| 1.5.1 固定化技术研究 |
| 1.5.2 微生物与生物炭强化技术 |
| 1.6 研究内容、目的及意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂配制 |
| 2.3 菌株的获取与驯化 |
| 2.4 生物炭的制备 |
| 2.5 实验装置设计及参数设定 |
| 2.5.1 SBR装置 |
| 2.5.2 OUR测定装置 |
| 2.5.3 电化学分析装置 |
| 2.6 实验步骤安排 |
| 2.6.1 耦合体系去除氨氮的研究 |
| 2.6.2 耦合体系去除氨氮与六价铬复合污染物的研究 |
| 2.7 表征方法 |
| 2.7.1 扫描电镜与能谱(SEM-EDS) |
| 2.7.2 傅里叶红外光谱(FI-RT) |
| 2.7.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.7.4 比表面积与微孔(BET) |
| 2.8 测定与分析方法 |
| 2.8.1 目标污染物及中间产物的测定 |
| 2.8.2 磷脂浓度测定 |
| 2.8.3 耗氧速率测定 |
| 2.8.4 酶活性测定 |
| 2.8.5 自由氨浓度分析 |
| 2.8.6 交互作用分析 |
| 2.8.7 数据分析 |
| 3 微生物与生物炭耦合体系去除水体中的氨氮 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 独立微生物去除水体中氨氮特性 |
| 3.2.1 Pseudomonas stutzeri XL-2 去除氨氮特性 |
| 3.2.2 Acinetobacter baumannii AL-6 去除氨氮特性 |
| 3.3 独立生物炭去除水体中氨氮特性 |
| 3.3.1 核桃壳生物炭去除氨氮特性 |
| 3.3.2 改性核桃壳生物炭去除氨氮特性 |
| 3.4 微生物与不同生物炭耦合体系去除氨氮性能 |
| 3.5 不同微生物与生物炭耦合体系去除氨氮性能 |
| 3.6 生物炭的投加量对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.7 不同初始氨氮浓度对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.8 不同初始pH值对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.9 耦合体系在SBR中去除氨氮的性能表现 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 微生物与生物炭耦合体系去除水体中的氨氮与六价铬 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 独立微生物同步去除氨氮与六价铬复合污染物特性 |
| 4.2.1 Pseudomonas stutzeri XL-2 去除复合污染特性 |
| 4.2.2 Acinetobacter baumannii AL-6 去除复合污染物特性 |
| 4.3 独立生物炭同步去除氨氮与六价铬复合污染物特性 |
| 4.3.1 核桃壳生物炭去除复合污染物特性 |
| 4.3.2 改性核桃壳生物炭去除复合污染物特性 |
| 4.4 微生物与不同生物炭耦合体系去除氨氮与六价铬性能 |
| 4.5 不同微生物与生物炭耦合体系去除氨氮与六价铬性能 |
| 4.6 生物炭投加量对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.7 不同初始氨氮浓度对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.8 不同初始六价铬浓度对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.9 耦合体系在SBR中去除氨氮与六价铬性能表现 |
| 4.10 本章小结 |
| 5 微生物与生物炭耦合体系协同性机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 耦合体系去除氨氮协同性机理研究 |
| 5.2.1 微生物与生物炭交互作用评价 |
| 5.2.2 生物炭表征及其强化作用分析 |
| 5.2.3 活菌生物量分析 |
| 5.2.4 微生物代谢活性分析 |
| 5.2.5 AMO酶活性分析 |
| 5.2.6 耦合体系微观形态分析 |
| 5.2.7 耦合体系去除氨氮单一污染物协同性机理 |
| 5.3 耦合体系协同去除氨氮与六价铬协同性机理研究 |
| 5.3.1 微生物与生物炭交互作用评价 |
| 5.3.2 生物炭表征及其强化作用分析 |
| 5.3.3 活菌的生物量分析 |
| 5.3.4 微生物代谢活性分析 |
| 5.3.5 AMO酶活性分析 |
| 5.3.6 铬去除位置分布与贡献分析 |
| 5.3.7 电化学分析 |
| 5.3.8 耦合体系微观形态分析 |
| 5.3.9 耦合体系去除氨氮与六价铬复合污染物协同性机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与创新点 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读学位期间取得的专利目录 |
| C.作者在攻读学位期间参加的科研课题目录 |
| D.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（8）铁诱导全程自养脱氮工艺启动及运行性能强化机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含氮废水污染 |
| 1.2 传统生物脱氮工艺 |
| 1.3 新型生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 同步硝化反硝化工艺 |
| 1.3.2 短程硝化反硝化工艺 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化工艺(Anammox) |
| 1.3.4 Sharon-Anammox |
| 1.3.5 CANON工艺 |
| 1.4 CANON工艺性能强化 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 论文创新点 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 Anammox颗粒污泥培养及脱氮性能强化研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 模拟废水 |
| 2.2.3 运行阶段 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.2.5 反应动力学模型 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 脱氮性能 |
| 2.3.2 动力学分析 |
| 2.3.3 Anammox污泥特性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同价态铁对CANON工艺启动及运行性能影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置与接种污泥 |
| 3.2.2 模拟废水 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 反应器运行性能 |
| 3.3.2 污泥EPS特性 |
| 3.3.3 微生物分析 |
| 3.3.4 Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)启动自养脱氮工艺可行性 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同价态铁对CANON工艺Anammox菌群强化的作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验设置和方法 |
| 4.2.2 化学分析方法 |
| 4.2.3 宏基因组测序 |
| 4.2.4 分类和功能注释 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 反应器运行性能 |
| 4.3.2 化学计量比 |
| 4.3.3 污泥活性的变化 |
| 4.3.4 微生物分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间研究成果 |
（9）耐冷菌Janthinobacterium sp.M-11的异养硝化好氧反硝化特性及耐冷机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 氮污染主要来源和危害 |
| 1.1.2 低温微污染水体处理技术研究现状 |
| 1.2 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.1 自养硝化菌 |
| 1.2.2 厌氧反硝化菌 |
| 1.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3.1 异养硝化好氧反硝化菌 |
| 1.3.2 异养硝化好氧反硝化菌关键酶及功能基因 |
| 1.3.3 影响异养硝化好氧反硝化菌脱氮效率的环境因素 |
| 1.4 詹森菌属及耐冷机制研究现状 |
| 1.4.1 詹森菌属研究现状 |
| 1.4.2 耐冷机制研究 |
| 1.5 主要研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 耐冷菌种来源 |
| 2.1.2 培养基的配置 |
| 2.2 实验仪器和药品 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验药品 |
| 2.3 实验装置和运行条件 |
| 2.3.1 中试实验装置 |
| 2.3.2 小试实验装置 |
| 2.3.3 厌氧反应装置 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 耐冷脱氮菌的筛选 |
| 2.4.2 耐冷脱氮菌的生理生化鉴定 |
| 2.4.3 耐冷脱氮菌的遗传学分类鉴定 |
| 2.4.4 异养硝化好氧反硝化关键酶基因分析 |
| 2.4.5 全基因组测序及基因注释 |
| 2.4.6 微生物群落结构分析 |
| 2.4.7 原核转录组分析 |
| 2.4.8 脂肪酸含量分析 |
| 2.5 实验主要分析指标和方法 |
| 2.5.1 主要水质指标 |
| 2.5.2 二氧化碳和甲烷分析 |
| 2.5.3 氧化亚氮含量分析 |
| 第3章 耐冷菌种的筛选鉴定及低温异养硝化好氧反硝化特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中试反应器的运行和耐冷脱氮菌的筛选 |
| 3.2.1 中试反应器的运行效果 |
| 3.2.2 耐冷脱氮菌的筛选 |
| 3.3 耐冷脱氮菌的生理生化鉴定 |
| 3.3.1 菌株表观形貌鉴定 |
| 3.3.2 BIOLOG碳源鉴定系统 |
| 3.4 耐冷脱氮菌的遗传学鉴定 |
| 3.5 M-11菌的低温脱氮过程和性能研究 |
| 3.6 环境因子对M-11菌株生长和氨氮去除能力的影响 |
| 3.6.1 温度对M-11菌株的生长和氨氮去除能力的影响 |
| 3.6.2 初始pH对M-11菌株的生长和氨氮去除能力的影响 |
| 3.6.3 碳源对M-11菌株的生长和氨氮去除能力的影响 |
| 3.6.4 碳氮比对M-11菌的生长和氨氮去除能力的影响 |
| 3.6.5 溶解氧对M-11的氨氮去除能力的影响 |
| 3.7 好氧和厌氧条件下M-11菌株的硝化和反硝化特性 |
| 3.7.1 好氧和厌氧条件下M-11菌株的硝化特性 |
| 3.7.2 好氧和厌氧条件下M-11菌株的反硝化特性 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 M-11菌株的耐冷机制和异养硝化好氧反硝化机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 菌株M-11全基因组分析 |
| 4.2.1 菌株M-11全基因组基本特征 |
| 4.2.2 菌株M-11基因功能注释 |
| 4.2.3 菌株M-11的基因组共线性分析 |
| 4.2.4 菌株M-11基因岛分析 |
| 4.3 菌株M-11耐冷机制研究 |
| 4.3.1 菌株M-11耐冷基因解析 |
| 4.3.2 菌株M-11不同温度下转录组分析 |
| 4.3.3 菌株M-11不同温度下细胞膜脂肪酸组成的变化 |
| 4.4 M-11菌株异养硝化好氧反硝化机制研究 |
| 4.4.1 菌株M-11异养硝化机制研究 |
| 4.4.2 菌株M-11好氧反硝化机制研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 M-11菌株在连续流反应器中的低温异养硝化好氧反硝化能力研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 M-11菌对低温水体中氨氮的去除效果 |
| 5.2.1 M-11菌的负载 |
| 5.2.2 反应器脱氮效能和生物活性变化 |
| 5.2.3 反应器的微生物群落结构分析 |
| 5.2.4 反应器出水安全性评价 |
| 5.3 温度对M-11菌株对实际水体的脱氮能力的影响 |
| 5.3.1 10℃下反应器对氨氮去除效果 |
| 5.3.2 10℃下反应器微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）群体感应系统调控异养硝化好氧反硝化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景、目的和意义 |
| 1.2.1 研究背景 |
| 1.2.2 研究目的和意义 |
| 1.3 污水脱氮现状 |
| 1.3.1 水体中氮素的来源 |
| 1.3.2 水体中氮素的危害 |
| 1.4 污水脱氮工艺的进展 |
| 1.4.1 传统脱氮工艺 |
| 1.4.2 SHARON工艺 |
| 1.4.3 ANAMMOX工艺 |
| 1.4.4 CANON工艺 |
| 1.4.5 异养硝化好氧反硝化生物脱氮工艺 |
| 1.5 群体感应系统调控生物膜形成及氮循环机制 |
| 1.5.1 铜绿假单胞菌的群体感应系统 |
| 1.5.2 群体感应系统调控氮循环机制 |
| 1.5.3 群体感应系统调控生物膜的形成 |
| 1.5.4 群体感应系统调控EPS的合成 |
| 1.6 主要的研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 菌株的培养 |
| 2.1.1 菌株的来源 |
| 2.1.2 菌株的培养 |
| 2.1.3 生长曲线的测定 |
| 2.2 菌株脱氮性能评价 |
| 2.2.1 培养条件 |
| 2.2.2 氨氮、亚硝态氮、硝酸盐氮浓度的测定 |
| 2.2.3 生长曲线的测定 |
| 2.2.4 粗酶的提取 |
| 2.2.5 关键酶活性的测定 |
| 2.3 脱氮条件优化 |
| 2.3.1 氮源的选取 |
| 2.3.2 碳源的选取 |
| 2.3.3 不同碳氮比培养基的选取 |
| 2.4 群体感应调控生物膜异养硝化好氧反硝化工艺构建 |
| 2.4.1 填料的预处理 |
| 2.4.2 填料上生物膜的富集与培养 |
| 2.4.3 群体感应调控生物膜异养硝化好氧反硝化工艺的运行 |
| 2.5 生物膜表征 |
| 2.5.1 生物膜重量分析 |
| 2.5.2 激光共聚焦显微镜(CLSM) |
| 2.5.3 体式显微镜与扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.6 胞外聚合物特性分析 |
| 2.6.1 胞外聚合物的提取与成分定量分析 |
| 2.6.2 傅里叶变换红外光谱(FT-IR)分析 |
| 2.6.3 三维荧光光谱(EEMS)分析 |
| 2.6.4 扫描电镜能谱(SEMEDS)分析 |
| 第3章 群体感应系统对微生物HNAD脱氮过程的影响及机制分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 群体感应系统对菌体生长的调控 |
| 3.3 群体感应系统对脱氮效果的影响 |
| 3.3.1 群体感应系统对氨氮去除效果的影响 |
| 3.3.2 群体感应系统对亚硝态氮去除效果的影响 |
| 3.3.3 群体感应系统对硝态氮去除效果的影响 |
| 3.4 群体感应系统对异养硝化好氧反硝化关键酶活性的调控 |
| 3.4.1 异养硝化关键酶活性的调节 |
| 3.4.2 好氧反硝化关键酶活性的调节 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同营养条件下群体感应系统对HNAD脱氮工艺的调控 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 氮源的影响 |
| 4.2.1 以氨氮为单一氮源下群体感应与菌体脱氮效果的相关性 |
| 4.2.2 以亚硝态氮为单一氮源下群体感应与菌体脱氮效果相关性 |
| 4.2.3 以硝态氮为单一氮源下群体感应与菌体脱氮效果的相关性 |
| 4.3 碳源的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 群体感应系统对Q-BHNAD工艺脱氮性能的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 菌株生物膜成分分析 |
| 5.3 填料表面不同菌株生物膜形成比较 |
| 5.3.1 生物膜重量与挂膜率分析 |
| 5.3.2 体式显微镜分析 |
| 5.3.3 扫描电镜与能谱分析 |
| 5.4 填料表面不同菌株EPS形成比较 |
| 5.4.1 EPS含量分析 |
| 5.4.2 EPS组分分析 |
| 5.5 群体感应系统对生物膜脱氮效果的影响 |
| 5.5.1 群体感应系统对生物膜氨氮去除效果的影响 |
| 5.5.2 群体感应系统对细菌生物膜亚硝态氮去除效果的影响 |
| 5.5.3 群体感应系统对细菌生物膜硝态氮去除效果的影响 |
| 5.6 不同聚集状态下QS对脱氮效率的调控差异现象及机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、硝化工艺中硝化菌体的微生物结构及其选择附着生长模式（论文参考文献）
- [1]部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究[D]. 李彬娟. 西安建筑科技大学, 2021
- [2]Anammox-MBR耦合工艺的中试实验研究[D]. 韦愿. 桂林理工大学, 2021(01)
- [3]CANON工艺处理中低浓度氨氮废水的启动及稳定运行研究[D]. 刘小锦. 北京化工大学, 2020(02)
- [4]一种硝酸盐去除菌菌剂的强化脱氮效果与机理研究[D]. 李宇馨. 广东工业大学, 2020(06)
- [5]Anammox-EGSB反应器启动及回流比对脱氮性能影响研究[D]. 程荟瑜. 成都理工大学, 2020(04)
- [6]厌氧氨氧化与硫自养反硝化两段式耦合工艺运行机理研究[D]. 王拓. 天津城建大学, 2020(01)
- [7]微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究[D]. 於阳. 重庆大学, 2020(02)
- [8]铁诱导全程自养脱氮工艺启动及运行性能强化机理研究[D]. 唐思敏. 浙江海洋大学, 2020(01)
- [9]耐冷菌Janthinobacterium sp.M-11的异养硝化好氧反硝化特性及耐冷机制研究[D]. 杨墨. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [10]群体感应系统调控异养硝化好氧反硝化机制研究[D]. 朱子倩. 哈尔滨工业大学, 2019