一、胞外多糖pullulan处理养猪场污水效果分析（论文文献综述）
陈加波[1]（2021）在《基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究》文中指出主流厌氧氨氧化（Anammox）探索是国内外城市污水脱氮领域的研究热点和难点。低氨氮和高碳氮比（C/N）的进水水质不利于实现稳定的短程硝化/厌氧氨氧化（PN/A）。为此,构建其他路径下的新型主流Anammox工艺具有重要的现实意义。本研究采用生物膜反应器,首先在厌氧条件下,以低浓度的氨氮和亚硝氮为进水,普通活性污泥作为种泥,经过40 d成功启动Anammox,载体EPS的分层结构及含量组分有利于创造良好的Anammox生长富集微环境。分层测序结果表明,随着生物载体深度方向,厌氧氨氧化菌（An AOB）相对丰度显着逐渐提高。随后,探究了关键运行参数对Anammox工艺的影响。通过优化,系统对TN去除率最高可达95.3%,系统中An AOB为Candidatus Kuenenia。进一步研究了Anammox系统对C/N的耐受性能,发现:C/N比低于2时,TN去除不受影响;然而当C/N比大于3时,TN去除迅速恶化,为了尽快恢复Anammox,C/N回调到0,系统仅用15 d即可恢复Anammox活性。微生物分析发现:随着C/N比的增加,与Anammox相关的Anammox菌属及代谢基因（hzs和hdh）丰度显着下降。低C/N比条件有利于生物膜分泌EPS,尤其TB-EPS中的蛋白质在Anammox菌的活性恢复中起到了重要的调节作用。为了模拟真实城市污水,进水中只加150 mg/LCOD和50 mg/L氨氮,采用接种Anammox的低氧SBBR系统,研究了季节性温度变化条件下脱氮效能。结果表明:水温在18℃以上,系统TN去除率在70%以上,而低于15℃时,TN去除率降至40%左右,出水主要为硝氮。低温环境下生物膜系统仍能够大量富集An AOB。进一步研究了低温不利环境下的羟胺投加对于脱氮的影响,发现添加少量（1～2 mg/L）的羟胺,可以有效促进短程硝化和提高Anammox脱氮效果;EPS分析结果显示低温下EPS蛋白质组分分泌增加,可能为抵制不利水温条件的应激作用,其中可溶性微生物副产物和色氨酸类蛋白物质是关键。此时优势An AOB由之前的Candidatus Brocadia变为Candidatus Kuenenia。高通量测序表明:系统是由曝气环境中生物膜内不同脱氮功能菌群（An AOB、氨氧化菌AOB、亚硝酸盐氧化菌NOB和反硝化菌DHB）协同脱氮的结果。研究结果为建立基于异养/自养耦合的部分Anammox的城市污水主流脱氮新工艺提供了必要的前期基础。
张瑜丹[2]（2021）在《铜离子及四环素对好氧颗粒污泥形成过程影响的研究》文中研究表明重金属或抗生素会对污水生物处理产生影响,而二者常在畜禽养殖废水中同时检出,二者共存对生物处理系统的影响尚缺少系统的研究。好氧颗粒污泥（AGS）技术具有出水水质好、污泥沉降性能好及抗冲击负荷能力强的特点,已被尝试处理各种废水。颗粒污泥形成是好氧颗粒污泥技术良好处理效果的前提。本研究以序批示反应器（SBR）处理高氨氮废水为研究对象,通过向R1进水中同时投加4 mg/L铜离子和0.5 mg/L四环素（TC）,并以单独投加上铜离子（R2）和四环素（R3）及空白（R4）组作为对照,研究了重金属和抗生素对絮体污泥颗粒化过程中污泥特性、污染物去除效果、胞外聚合物（EPS）特性和微生物群落结构的影响,以期为探明铜离子和TC对生物处理系统的影响提供参考,也为AGS形成过程提供技术支持。与单独存在铜离子和TC相比,二者共存更能够促进AGS的形成,且能够提高反应器内生物量和污泥沉降性能,然而会降低污泥硝化活性。成熟期R1、R2、R3和R4的平均粒径分别为408.65、384.66、380.53和211.32μm,污泥浓度（MLSS）稳定在6884.15、7887.69、5833.51和4865.47 mg/L,污泥沉降比（SVI）值稳定在42.91、34.11、54.89和75.49 m L/g,AGS培养期间污泥的平均硝化活性分别为80.58、102.22、97.68和123.38 mg/g·h。在AGS培养过程中SBR反应器稳定期时对污染物处理效果良好,铜离子和TC的添加对氨氮和COD去除效果影响不大,二者去除率基本稳定在99%和80%左右。TC的去除率随着培养时间的延长逐渐升高,而铜离子加入的R1反应器TC平均去除率较R3提高8.33%。单周期内随着曝气时间的延长,水中的TC浓度逐渐降低,LB-EPS和TB-EPS参与了TC的吸附过程,且TC逐渐从LB-EPS向TB-EPS中转移。随着颗粒污泥的形成,污泥EPS的蛋白质（PN）和多糖（PS）含量逐渐升高,铜离子和TC存在促进微生物分泌更多EPS,且EPS主要成分为PN,并主要集中在TB-EPS中。相较于空白,R1、R2和R3反应器中TB-EPS的PN含量分别升高了15.12、8.77和3.5 mg/g,PS分别升高了18.76、3.89和11.03 mg/g。铜离子和TC对EPS特性的影响因TB-EPS和LB-EPS所在位置不同而存在差异。铜离子和TC会增加TB-EPS中芳香族蛋白质和可溶性微生物副产物IV荧光物质的荧光强度,并使可溶性微生物副产物特征峰发生蓝移现象。而对LB-EPS影响较为复杂,外源物质的加入会导致酪氨酸荧光强度降低,铜离子和TC单独存在的反应器内色氨酸和可溶性微生物副产物荧光强度升高,二者共存的反应器荧光强度降低;有铜离子存在的反应器内腐殖酸类荧光强度升高,而TC单独存在的反应器其荧光强度有所降低。铜离子和TC影响微生物中种群结构及潜在代谢功能。铜离子会降低物种丰富度而增加多样性,TC会增加物种丰富度和多样性,而二者共存会降低物种丰富度和多样性。投加铜离子和TC会使部分微生物的相对丰度下降甚至消失,但也会有新的耐药菌属的出现。R3和R4内优势菌属为Thauera、Flavobacterium、Lactococcus和Paracoccus,R1和R2反应器内优势菌种变为Thauera、Flavobacterium、Pseudoxanthomonasa和Micropruin。微生物对有机物的生物降解的代谢途径中相对丰度最高的是氨基酸代谢（Amino Acid Metabolism）、碳水化合物代谢（Carbohydrate Metabolism）和能量代谢（Energy Metabolism）,铜离子和TC单独存在的反应器内Amino Acid Metabolism的相对丰度增加,而铜离子和TC共存时其相对丰度降低,TC单独存在时Carbohydrate Metabolism的相对丰度增加而Energy Metabolism的相对丰度降低,铜离子单独存在时Carbohydrate Metabolism的相对丰度降低。与此同时,TC的投加对反应器内硝化酶和反硝化酶均产生了较强的抑制作用,然而铜离子和TC的混合添加却促进了硝化过程中硝化酶和反硝化酶的产生。
彭瑶,胡政宇,肖鹏,许智慧,常婷,程鹏飞[3]（2020）在《紫球藻对沼液废水中氨氮、铜离子及抗生素磺胺二甲嘧啶的处理效果》文中研究指明微藻处理沼液废水是一项污水资源化处理的生物技术,将富含胞外多糖的紫球藻（Porphyridium cruentum）作为研究对象,以实际沼液废水中氨氮、铜离子(Cu2+)和抗生素磺胺二甲嘧啶浓度为对照,分别设置不同浓度上述污染物考察其对紫球藻生长的影响,并测定紫球藻对沼液废水中氨氮、Cu2+和抗生素磺胺二甲嘧啶的富集效果。结果表明,培养10 d后,在正常培养基以及ρ（氨氮）分别为50、500和2 000 mg·L-1培养基中紫球藻生物量分别为1.67、1.74、0.85和0.68 g·L-1;在正常培养基以及ρ(Cu2+)分别为0.5、1.0和2.0 mg·L-1培养基中,紫球藻生物量分别为2.36、1.81、1.83和1.58 g·L-1;在正常培养基以及ρ（抗生素）分别为5、10、20、100和200 mg·L-1培养基中,紫球藻生物量分别为1.60、1.18、1.42、1.30、0.98和0.88 g·L-1。此外,在最佳氨氮、Cu2+及磺胺二甲嘧啶浓度条件下紫球藻对各污染物去除率分别为73.2%、54.3%和56.9%。氨氮为紫球藻的生长提供了一定量营养盐,促进紫球藻生长;Cu2+和高浓度磺胺二甲嘧啶则抑制紫球藻生长。紫球藻富含胞外多糖的特性为沼液废水中难处理污染物Cu2+和抗生素等的富集去除提供了新的思路。
李哲夫[4]（2020）在《耐受猪沼液小球藻的真菌絮凝优化及原始沼液净化研究》文中研究表明微藻是富有潜力的可再生生物柴油原料,具有单位油脂产量高、不与农田争地、可协同二氧化碳固定等优势。但到目前为止微藻生物柴油并未实现广泛的商业化运用,昂贵的培养成本和采收成本使其产品价格缺乏对传统石化柴油的竞争力。用猪沼液作为培养基可将污水治理与微藻生物质生产相结合,是降低微藻生物柴油价格的可行性策略,但如何从猪沼液低成本采收微藻依然是亟待解决的问题。在众多采收方法中,真菌菌丝球絮凝法采收微藻具有以下两个优势:一方面,菌丝球絮凝效率高,采收时间短,易于固液分离,可降低采收过程中的能量消耗;另一方面,菌丝球广泛运用于重金属废水、沼液废水的生物修复中,具有较强的抗逆性,在沼液中保持高絮凝活性的同时还能提高污染物质的净化效果。本论文以絮凝效率、生物量和脂肪酸产量等指标从六株真菌中筛选出一株能在原始沼液高效絮凝耐受沼液小球藻MBFJNU-1的真菌Aspergillus oryzae FSD181214,采用单因素分析法对菌藻在BG11培养基、灭菌沼液、未灭菌沼液培养体系的絮凝条件进行优化,构建了最优条件下絮凝时间与絮凝效率的动力学模型,并进一步对絮凝过程及收获的三种菌藻球对原始沼液的净化效果展开研究。最后实验还根据脂肪酸组成对真菌、微藻、絮凝菌藻球及净化沼液后收获的菌藻球的生物柴油品质性能进行评估。研究内容和结果如下:1、从腐败的植物茎秆分离出六株丝状真菌,比较分析它们在BG11培养基、灭菌沼液、未灭菌沼液三种培养基体系对小球藻MBFJNU-1的絮凝效率及生物量、脂肪酸产量等生化指标,从中筛选出一株优势真菌,通过分子鉴定和形态学鉴定确认其为米曲霉（FSD181214）。它在PDB培养基培养60h的菌丝球生物量为7.55 g/L,脂肪酸产量为0.78g/L,对BG11培养基、灭菌沼液和未灭菌沼液培养的小球藻MBFJNU-1的絮凝率分别达到99.96%、91.89%和96.60%。对蛋白核小球藻、栅藻、紫球藻和微拟球藻,米曲霉菌丝球也表现出较强的絮凝活性,对蛋白核小球藻和栅藻的絮凝效率可达到90%以上,对紫球藻和微拟球藻的絮凝效率则可达到85%。2、为了进一步提高米曲霉菌丝球絮凝小球藻的效率,缩短采收时间,对菌丝球培养阶段的孢子投放量、菌丝球培养时间及共培养阶段的菌丝球投放量、p H、温度、转速等条件进行优化,结果表明在p H5.0,温度31℃,摇床转速140rpm,菌藻添加量干重比2:1、菌丝球培养时间60h、孢子接种量1.5×105个/m L（菌丝球直径2.04 mm）的条件下,米曲霉对BG11培养的小球藻絮凝效率最佳,6h可达99.62%;在p H4.75,温度37℃,摇床转速140 rpm,菌藻添加量干重比2:1,菌丝球培养时间42h,孢子接种量1.5×105个/m L（菌丝球直径2.04 mm）的条件下,米曲霉对灭菌沼液培养的小球藻絮凝效果最佳,6h可达98.97%;在p H 4.75,温度31℃,摇床转速120 rpm,菌藻添加量干重比2.5:1,菌丝球培养时间60h,孢子接种量1.5×104个/m L（菌丝球直径5.56mm）的条件下米曲霉对未灭菌沼液培养的小球藻絮凝效果最佳,6h可达98.23%。通过动力学模型对最优条件下的絮凝数据进行拟合分析,发现希尔方程可对三种培养基体系的絮凝曲线的拟合优度R2均在0.98以上,可定量描述最优条件下絮凝时间与絮凝效率的关系。3、研究小球藻处理沼液天数对米曲霉絮凝小球藻的影响,并比较分析絮凝前后沼液的水质变化。结果表明菌丝球在不同处理天数的灭菌沼液和未灭菌沼液中均具有絮凝能力,并且处理天数越长,菌藻絮凝效率越高。测定水质指标后发现,菌藻絮凝后不同培养天数沼液氨氮、总氮、总磷、浊度、固体悬浮物含量都出现明显下降,仅处理5d的未灭菌沼液COD出现轻微上升,实验结果说明菌藻絮凝可进一步提高沼液废水的净化效果。4.、采用菌藻球处理9d再继续培养上清液小球藻6d的二步处理法净化原始猪沼液,结果表明,灭沼菌藻球和未灭沼菌藻球实验组对灭菌沼液的氨氮、总氮、色度、固体悬浮物去除率分别达到91.02%、87.67%、35.03%、76.03%和98.70%、84.31%、85.33%、69.03%;对未灭菌沼液的氨氮、总氮、色度、固体悬浮去除率分别达到和98.25%、79.10%、35.03%、81.82%和96.97%、77.77%、73.78%、77.27%,与单藻处理相比,灭沼菌藻球和未灭沼菌藻球对原始沼液氨氮、总氮、色度、固体悬浮去除率具有明显优势。5、采用气相色谱技术和数学模型,评估米曲霉、三种培养基的小球藻、菌藻球及净化沼液后菌藻球的生物柴油品质指标,结果表明除BG11培养的小球藻脂肪酸碘值过高不符合欧洲标准的规定外,其余实验组脂肪酸均满足生物柴油美国标准（ASTM D6751-08）和欧洲标准（EN 14214）对于多不饱和脂肪酸组成、十六烷值、运动粘度、密度、浊点、碘值、高位热值要求。
聂昌亮[5]（2020）在《多芒藻高效生长，油脂积累及其处理校园生活污水的优化研究》文中进行了进一步梳理随着社会发展,能源也在快速地消耗,大量消耗的传统能源可能引发能源危机,并且引发环境问题,人类文明社会将面临严峻的考验。因此,亟需一种可再生的新型能源,降低传统能源所带来的弊端。目前,新能源的开发呈现出百花齐放的局面,在众多能源种类中,微藻生物能源在近十年得到了极大重视。微藻,由于其体内含有光合色素,是一种能够利用光能、无机营养盐合成大分子有机物质的光合自养型微生物,其中的油脂是被视为生产生物柴油的理想原料。但由于生产成本较高,尤其与传统的化石能源相比,价格依旧较高,这种劣势影响了其大规模的发展和应用。提高微藻的油脂产率是解决该问题的有效途径之一,油脂产率的提高可以通过寻找高产油微藻藻种,优化微藻培养条件,促进其快速生长来实现,但是微藻在快速生长过程中会影响细胞内油脂的合成,造成油脂含量降低。因此如何在保证微藻获得较高生物质浓度的前提下,实现油脂的快速积累,是提高最终油脂产率的关键。因此,本研究依据上述要点展开工作,得出的主要结论如下:第一点,优质能源微藻的筛选。采集山东省济南市本地湖泊水样,获得单细胞藻株进行纯培养,发现了一株适合作为生物能源的理想藻株。该藻株具有以下特性:（i）生长快且油脂含量高（微藻生物质浓度可高达2.05 g/L,油脂含量达到30.43%）;（ii）在校园生活污水中具有良好的适应性（生物质浓度可高达1.90 g/L,油脂含量为21.83%）;（iii）细胞尺寸较大（平均细胞半径长达3.5-9.0 μm）;具备较好的沉降性能和易于过滤收集的特性。因此,该微藻具备实现较低成本收获的潜在优势;（iv）脂肪酸以16和18个碳原子为主,饱和脂肪酸和不饱和脂肪酸分布均衡,可以满足美国和欧盟所制定的生物柴油的标准。通过形态学以及18S rRNA测序鉴定其为多芒藻,命名为Golenkinia SDEC-16。相关的测序结果已经提交至GenBank（Accession No.:KT180320）。第二点,针对多芒藻具有较大的细胞半径以及外围被刺包裹的特性,建立了采用纱布过滤实现多芒藻简单高效低成本收获的可行性方案;探究了培养条件以及生长周期对多芒藻形态的影响规律。多芒藻在自沉降实验中,40分钟时,沉降效率可达89.82%。采用纱布过滤的方式进行收获,当使用16层纱布时,多芒藻的收获效率可以达到73.82%,纱布层数增加至32层时,多芒藻的收获效率可以达到93.32%。这一结果远高于相同层数下,作为对照组实验的小球藻和栅藻。当使用16和32层纱布时,小球藻Chlorella SDEC-11收获效率只有9.29%和13.38%;栅藻Scenedesmus SDEC-13的收获效率则仅为10.09%和14.17%。多芒藻的形态会随着培养条件变化做出不同的响应。研究发现,在多芒藻的培养基内加入氯化钠,会引起藻细胞变大。尤其当初始的氯化钠浓度为320 mM的时候,多芒藻细胞半径的中位数达到了 14.64 μm,远远大于文献报道的多芒藻3.5到9μm的半径范围。同时,多芒藻细胞外围所包裹的刺连同外层细胞壁一起丢失。另外,在多芒藻繁殖时,其子代细胞发现外围没有刺的存在。对于多芒藻形态发生的变化可以帮助理解多芒藻对培养条件的生理响应规律,还可以为微藻鉴定工作提供多芒藻形态学认知经验。第三点,针对目前关于多芒藻生理学研究十分稀少的问题,以促进多芒藻生物质和油脂积累为目的,优化了温度、曝气量、光照强度以及光波长物理性质的培养条件。结果表明,（1）多芒藻最适宜的生长温度为27.5±2.5℃,在37.5±2.5℃下,难以生存。在第8天观察到了温度增加有利于油脂含量的积累,但是培养到第18天,这种规律性变化不明显。综合生物质浓度与油脂含量考虑,27.5±2.5℃宜作为培养多芒藻的温度条件。较低的温度（17.5±2.5℃）有利于多芒藻积累多不饱和脂肪酸,这一发现为开发高价值多不饱和脂肪酸提供参考。（2）在给定的三种单色光照射下,多芒藻的生长情况由优到次的排序为:红光、蓝光、绿光。但是在绿光照射下,多芒藻油脂含量在第8天可以达到41.96%。综合生物质浓度考虑,多芒藻在红光照射条件下获得的油脂产率最高。因而,绿光这种提高油脂策略对于多芒藻来说,可以作为两阶段培养法中的刺激产油的策略。另外,绿光会促进多芒藻积累大量的多不饱和脂肪酸。（3）多芒藻可以适应较猛烈的曝气强度,其在曝气量为1.0 L/min下,获得最大的生物质浓度为4.89 g/L以及41.09%的油脂含量。（4）多芒藻可以适应较高的光照强度,在25000 lux的照射条件下,获得的最大生物质干重,为5.27 g/L,其对应的油脂含量为23.07%。第四点,通过改变培养基中初始氮浓度和外加氯化钠这两种目前已被广泛应用于油脂提高的策略,考察多芒藻的生物质以及油脂积累对不同化学性质的培养条件响应规律,阐明优化后的培养条件对多芒藻在生物质和油脂积累的影响,建立了一种高效的培养多芒藻生长产油的培养基。具体优化的培养条件参数为:多芒藻的培养基初始氮浓度降低到9 mM,额外加入20 mM的氯化钠。这种培养条件确保了多芒藻生物质浓度不受影响,并且对应的油脂含量得到了显着性地提高,生物质浓度和油脂含量分别达到6.65 g/L和54.38%。第五点,探究了多芒藻处理校园生活污水的可行性。通过评价多芒藻在不同的单色光条件下处理校园生活污水的结果,明确了不同波长的光对多芒藻脱氮除磷的基本影响规律。结果表明,在白光以及0.8 L/min曝气量的培养条件下,经多芒藻处理的校园生活污水中的总氮、氨氮和总磷都可以满足国家一级A排放的标准;在不同波长的单色光条件下,仅有红光和蓝光照射的条件下,经多芒藻处理后的校园生活污水满足国家一级A的污水排放的标准。综上所述,本工作筛选、纯化并鉴定出一株研究较少的优质能源藻株-多芒藻,明确了其在不同培养条件和生长时期的形态特征变化,发现了该藻株易收获的特性,探明了多芒藻在不同培养条件下,生物质及油脂积累的规律,摸索出一套实现多芒藻生物质及油脂积累最优产出的最佳培养条件,同时明确了利用多芒藻实现校园生活污水高效脱氮除磷的条件。本研究可以填补多芒藻在生物质产能和污水处理领域应用的空白,丰富了利用微藻实现生物能源生产和污水处理的理论成果,为生物质产能耦合生物法处理生活污水提供了新的藻株和工艺技术支持。
徐杰[6]（2020）在《低表观气速下好氧颗粒污泥的骨架强化及其特性研究》文中研究表明好氧活性污泥处理技术在城镇生活污水处理中广为应用,但其存在占地面积大、污染物处理稳定性差和抗冲击负荷能力低等不足,制约了现有污水厂的节能减排。好氧颗粒污泥技术以其优异的沉降性能、高效稳定的污染物去除能力及较小的占地面积等为污水处理提供了新方式。但高表观气速的培养条件产生的高能耗问题,以及颗粒易受微生物内源呼吸或丝状菌扩增的破坏,导致颗粒解体、去除效果恶化的问题,制约了该技术的应用。本研究以低能耗下构建好氧颗粒污泥、提高颗粒的结构强度和运行稳定性为目的,开展以骨架强化为核心的污泥颗粒化试验研究,并从分子生物学水平探究颗粒化过程中微生物群落结构的时空演替规律,以对颗粒结构的强化机制与效能进行研究。在低表观气速下（1.0cm/s）研究了SBR反应器中污泥好氧颗粒化及稳定运行过程。反应器经过120d的运行成功培养出好氧颗粒污泥,颗粒平均粒径为3.5mm,平均沉降速度为56m/h,丝状菌和胞外聚合物中的β-多糖是维持颗粒结构完整性的重要因素。稳定阶段的好氧颗粒污泥表现出较高的污染物去除效能,其对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率分别为93.5%、99.1%、75.2%和98.5%。与最适表观气速条件相比,曝气强度降低60%左右。但在低表观气速下,颗粒化前期颗粒尺寸增长过快及丝状菌过量繁殖,使得颗粒结构稳定性低、频繁解体。反应器内最终呈现为颗粒与絮状污泥共存状态。为提高颗粒的结构稳定性,分别利用碳纤维（Carbon Fiber,CF）和微海绵（Micro Sponge,MS）对颗粒的线性和空间网状骨架进行强化。二者均能有效促进颗粒污泥的成熟并提高其结构强度,颗粒沉降速度升高至71m/h和120m/h以上,分别比传统高表观气速下培养的颗粒提高1.4%和71.4%。空间网状骨架的强化效果更加显着,反应器可在60d内实现稳定运行,分别比常规颗粒化和线性骨架强化型颗粒化过程提前60d和35d,颗粒成熟时间缩短50%和36.8%。外源骨架通过替代颗粒中部分丝状菌和β-多糖骨架发挥作用。在外源骨架强化下,颗粒中蛋白质与多糖总量下降,但紧密结合型多糖含量升高38%以上,且外源骨架越密集,紧密结合型多糖含量越高,同时对颗粒自身骨架的替代程度越高。颗粒结构强度及DO渗透深度是影响颗粒内微生物群落结构的主要因素,黄杆菌属（Flavobacterium）、Candidatus＿Competibacter、硝化螺菌属（Nitrospira）、假单胞菌属（Pseudomonas）、norank＿p＿＿Saccharibacteria和norank＿f＿＿Saprospiraceae等均与二者表现出较高相关性。对骨架强化型颗粒化过程的影响因素进行分析,结果表明,外源骨架对表观气速的高效补偿可进一步将颗粒化所需表观气速降低40%。0.6cm/s的表观气速下不仅颗粒化过程更快,还促进了颗粒中反硝化聚磷菌的富集,使得系统TN去除率升高至99%。进水有机物浓度对颗粒化过程影响明显。当进水COD浓度为200mg/L时,0.8kg COD/m3/d的低有机负荷使得微生物增殖速率和胞外聚合物分泌量不足,TN和TP去除率仅64.8%和50.9%。而当进水COD浓度为800mg/L时,反应器对TN和TP的去除率分别升高至92.6%和98.5%,但运行初期高达1.5g COD/g SS/d的污泥负荷使得骨架内部迅速被胞外聚合物填充,直至污泥负荷降低至0.6g COD/g SS/d以下,颗粒化过程才得以迅速完成。水力停留时间通过作用于饱食-饥饿效应而影响颗粒化过程。随着水力停留时间延长,进水有机物向胞外聚合物的转化效率提高。然而,当水力停留时间为12h时,0.8kg COD/m3/d的低有机负荷以及周期内接近5h的饥饿期使得微生物增殖速率不足、胞外聚合物内源消耗增加,不利于颗粒的形成。与常温下好氧颗粒污泥特性相对比,实验同时考察了低温条件下（10℃）常规好氧颗粒污泥和骨架强化型好氧颗粒污泥的形成和稳定运行,探究低温对低表观气速下颗粒化过程的影响机制。在低温条件下,常规颗粒化过程中由于丝状菌和unclassified＿f＿＿Comamonadaceae的过量繁殖而无法自主实现完全颗粒化,反应器实现稳定运行的时间为160d。低温对常规颗粒中反硝化过程抑制明显,其稳定阶段TN去除率仅60%。而在骨架强化型颗粒化过程中,反应器进入稳定状态时间缩短90d左右,其TN和TP平均去除率分别为70.5%和99.7%,系统中微生物种群丰度和多样性分别是常规系统中的1.6倍和1.1倍,unclassified＿f＿＿Comamonadaceae的相对丰度保持在5%以下,表明骨架强化型颗粒化方式对低温的适应能力和对微生物群落结构的调控能力更强,同时对氮磷等污染物具有更高的去除效能。
陈远[7]（2020）在《常温与低温下好氧颗粒污泥性能及菌丝球固定化技术研究》文中认为好氧颗粒污泥具有结构紧凑、微生物种类多、生物去除率高及良好的沉降性能等优点,被认为是一种有前途的新型污水生物处理技术被广泛采用。课题组和已有的文献报道研究发现,好氧颗粒污泥反应器在长期运行过程中,经常会出现丝状膨胀现象。随着丝状菌大量增殖,分散的菌丝通过破坏颗粒污泥的结构,使颗粒污泥破碎,沉降性能变差,造成生物量流失,最终导致颗粒污泥脱稳;但在一些特定的运行条件下,丝状菌能自凝聚形成沉降性能良好的颗粒状菌丝球,使颗粒污泥再次恢复稳定。为深入了解菌丝球形成的原因、性能及其对好氧颗粒污泥反应器的影响,本研究以含有丝状菌的SBR反应器为研究对象,通过环境与人工调控方式,使反应器运行温度发生变化,进而分析好氧颗粒污泥在常温（27±2℃）和低温（8～13℃）下,其理化、生化性能及微生物群落结构的变化;另外,从反应器内分离培养纯化丝状真菌菌丝球,通过静态实验分析菌丝球的脱氮除磷性能,在此基础上,将菌丝球作为载体进行固定化技术初步研究,拟深入分析其对维持颗粒污泥稳定性的贡献。主要的研究结果如下:（1）常温下,分散的丝状菌丝会破坏颗粒污泥的结构,使颗粒污泥破碎,造成生物量大量流失,限制颗粒污泥粒径的增加。低温会使丝状菌促进沉淀性能良好的菌丝球颗粒的形成,该菌丝球有助于使颗粒污泥粒径增加,最终改善反应器的沉降性能。（2）温度的变化对反应器内NH4+-N的去除影响较小,NH4+-N的去除率由98.69%下降到95.33%。而低温会使反应器内NO3--N浓度下降,NO2--N积累。低温状态下,反应器除磷效率明显增强,PO43--P去除率由60.75%上升到97.07%。厌氧末端PO43--P浓度显着上升,出水PO43--P浓度下降,厌氧末端PO43--P最大浓度为51.73mg/L,出水PO43--P平均浓度为0.24mg/L。同时,胞外聚合物中PO43--P和多糖含量上升,胞外多糖强化了颗粒污泥的结构,促使颗粒粒径增加。（3）常温下,颗粒污泥中细菌群落多样性显着高于低温下颗粒污泥的细菌群落多样性,Proteobacteria和Bacteroidetes是常温下颗粒污泥中的优势菌门,相对丰度分别为53.38%、32.43%。Proteobacteria也是低温下颗粒污泥中的优势菌门,其相对丰度为93.44%。低温下,已识别的真菌门主要为Ascomycota,其相对丰度为31.15%。（4）分离的丝状真菌Knufia和Bradymyces可以形成结构致密紧凑的菌丝球,对NO2--N和NO3--N有一定的反硝化能力,且对NO2--N的反硝化效果更好。（5）在以Bradymyces真菌球为载体固定反硝化细菌实验中发现,反硝化细菌可以很好地粘附在真菌菌丝上,对NO3--N的去除效果比单一菌种的去除效果好,对NO3--N的去除率达到了86.6%,对TN的去除率达到了62.5%。
刘峰[8]（2019）在《产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究》文中进行了进一步梳理猪场废水是一种典型的高浓度有机废水,在某些地区的排放量甚至超过了工业污水和生活污水,同时也是我国农业面源污染的重要源头之一,它的合理化处置和资源化潜能利用也一直是国内外研究的难点和热点。本文利用微生物燃料电池（microbial fuel cell,MFC）技术的污染物降解和同步产电特性,以及与人工湿地（constructed wetland,CW）在结构上耦合的有利优势,构建了人工湿地—微生物燃料电池系统（Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell,CW-MFC）。并在对比传统垂直流人工湿地—微生物燃料电池运行效能的基础上,将系统单一流向优势于结构上进行融合,首次设计、构建并运行了一种全新的复合垂直流人工湿地—微生物燃料电池集成系统（Integrated Vertical Flow Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell,IVCW-MFC）,并将实际猪场废水作为目标底物进行长期连续运行,成功的实现了污水处理效果的强化和同步产电性能的提升。与此同时,针对系统在抗负荷冲击、昼夜交替、外接电阻等外部条件变化情况下,研究了目标底物的主要降解途径,产电性能的影响机理与协同作用。并通过对系统长期连续运行过程中的结构特点、运行参数、生物电化学性能分析;湿地植物的不同选择及根系分泌物差异对系统性能的响应分析;以及通过微生物学特性研究,揭示了猪场废水在CW-MFC耦合系统中的降解和产电机制。本研究取得的主要成果如下:（1）VFCW-MFC（Vertical Flow Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell）系统和IVCW-MFC系统分别在开路和闭路状态下运行,在HRT为2d时对污染物的去除效果最佳。VFCW-MFC系统闭路运行对废水中的COD、总氮的去除效果达到91.21%和31.97%优于开路,而氨氮的去除效果相反,开路组去除率达到42.93%好于闭路组。而IVCW-MFC系统闭路组的污染物去除效果均优于开路组,COD、氨氮和总氮的去除率分别达到98.75%、95.75%、84.45%。在产电性能上,IVCW-MFC-C平均电压输出和最大功率密度都优于VFCW-MFC-C系统,IVCW-MFC-C系统在电压增长后期输出值达到542±43mV,系统的最大功率密度是0.292W/m3,系统的内阻为495Ω。（2）将实际猪场废水作为处理底物应用于IVCW-MFC系统长期运行,实现了污染物的高效降解和同步产电。系统闭路组对猪场废水中COD、氨氮、硝酸盐氮、总磷的去除率分别达到79.65%、77.50%、75.13%、55.07%,比开路组获得了更强的污染物去除能力,其原因主要是系统产电促进了微生物的新陈代谢,从而促进了系统对污染物的降解。IVCW-MFC系统在长期连续运行中,输出电压为598-713 mV,最大功率密度达到0.456 w/m3;连续运行期间累计产电量为7137库,平均6.74C d-1L-1,其中输出电压和最大功率密度在同类结构特点的研究中展现出了较大优势。系统的电压输出随着昼夜更替也呈现出规律性变化,基本表现为白天的电压输出高于夜晚。系统输出电压随着外电阻的增大而增大,但系统的去污能力随外电阻的增大略有下降。（3）通过MiSeq高通量测序技术解析IVCW-MFC系统中微生物群落结构特征,并揭示系统污染物降解效能、环境温度与微生物群落结构之间的内在联系。系统闭路组阳极微生物的丰度与均度明显高于开路组,产电菌Geobacter和Desulfuromonas的相对丰度达到17.87%和1.59%。而闭路组阳极、阴极和根系表面生物膜中Proteobacteria的相对丰度分别为43.01%,57.66%和81.03%,Firmicutes的相对丰度分别为25.02%,8.86%和5.23%。这两个门类的微生物在IVCW-MFC闭路系统中占有绝对优势。系统在季节更替情况下长期稳定运行,对系统中的微生物的群落结构进行比较分析,发现系统随着季节变化内部微生物出现演替,并且优势菌落结构也存在较大差异。在夏季气温较高的情况下,阳极和阴极表面微生物的丰度明显高于冬季气温较低情况,主要体现在Shannon指数的差异上;而在夏冬季,阳极作为产电系统中产电菌的重要反应场所,其表面微生物的丰度和均度差异明显高于阴极,但Proteobacteria门在不同的季节都占据优势。闭路系统检测到的较高丰度的电活性微生物主要包括地杆菌（Geobacter）、气单胞菌属（Aeromonas）、梭状芽孢杆菌属（Clostridium）以及空气-生物阴极上的假单胞菌属（Pseudomonas）,并具备不同的产电特性。而相对于IVCW-MFC系统的污染物去除,明串珠菌属（Trichococcus）、硫杆菌属（Thiobacillus）在阳极表面微生物中丰度较高,氢噬胞菌属（Hydrogenophaga）在植物根系表面微生物膜中相对丰度较高;而微小杆菌属（Exiguobacterium）、硝化螺旋菌属（Nitrospira）、柠檬酸杆菌属（Citrobacter）和生丝微菌属（Hyphomicrobium）在氧元素供应相对足够的阴极环境下相对丰度较高,并通过降解有机物来实现自身的富集。（4）在IVCW-MFC反应器植物存在与否和不同植物选取实验研究中发现,无植物组、美人蕉组、菖蒲组和水蕹菜组对猪场废水COD的去除率分别是80.2%,88.07%,84.70%,and 82.20%;对氨氮的去除率分别为49.96%,75.02%,70.25%和68.47%,美人蕉的实验组对污染物去除效果最好,植物对系统的污染物去除效果起着重要作用,特别是对脱氮效果有显着的提高。除此以外,系统中植物的存在可促进产电效能;研究中发现无植物组、美人蕉、菖蒲和水蕹菜系统所表现出的产电性能明显不同,其中水蕹菜实验组的产电效果最为明显,所产电压达到752±26mV,最大功率密度达到0.4964W/m3,内阻为417.5Ω。由于不同植物根系的泌氧和根系分泌物差异,植物及其种类对系统的除污和同步产电性能会造成不同的影响。主要在无植物组、美人蕉组、菖蒲组、水蕹菜组系统中表现出不同的根系泌氧能力,并影响系统沿程的溶氧环境,美人蕉组中同一采样点DO浓度最高。通过植物根系分泌实验,发现不同植物根系分泌物和浸出液的种类和数量存在差异,并会对微生物菌群结构产生影响;并且物质总量大小上根系浸出物和对应的释放速率趋势具有一致性,TP<TN<多糖<氨基酸<DOC。在研究中还检测出在CW-MFC研究中鲜有关注的产电菌属丛毛菌属（Comamonas）,以及存在于高COD浓度厌氧条件下的Cloacibacillus菌属。
王晶,高娜,刘双元,戴景程,刘亚琦,邱东茹[9]（2019）在《活性污泥微生物解壳聚糖松江菌中菌胶团形成相关大型基因簇的鉴定和分析》文中提出【背景】活性污泥法已广泛应用于城市污水和工业废水的处理,微生物菌胶团的形成在污泥通过重力沉淀实现泥水分离和污泥回用的过程中起着重要作用。从西安北石桥污水处理厂活性污泥中分离到一株菌胶团形成菌XHY-A6,经鉴定为解壳聚糖松江菌（Mitsuariachitosanitabida）。【目的】旨在揭示该株解壳聚糖松江菌菌胶团形成相关的基因及其菌胶团形成机制。【方法】结合分子遗传学,包括转座子插入突变技术和遗传互补分析以及基因组学方法分析与菌胶团形成相关的基因和基因簇。【结果】通过转座子插入突变技术获得了两株菌胶团形成缺陷的突变株,转座子插入位点在糖基转移酶（称为gt3）和多糖链长决定蛋白（wzz）基因内,且这两个基因位于一个与菌胶团形成相关的大型基因簇内,该基因簇内还包括与胞外多糖生物合成和分泌相关的基因、epsB2-prsK-psrR-prsT基因以及一个编码PEP-CTERM蛋白A的基因,遗传互补分析证明gt3基因、wzz基因及其下游wzc基因在菌胶团形成过程中是必需的。【结论】松江菌中菌胶团形成和调控机制极可能与活性污泥优势菌动胶菌（Zoogloea）非常相似,即由胞外多糖和PEP-CTERM家族胞外蛋白质共同介导。从武汉二郎庙、汤逊湖和深圳南山污水处理厂活性污泥中分离纯化出松江菌,这些松江菌属细菌可以用于富含几丁质和壳聚糖的市政污水和虾蟹类食品加工废水的净化和资源化利用。
陈寿昆[10]（2019）在《有机质污染水体及人工湿地对抗生素抗性基因接合转移效率的影响》文中研究指明四环素类抗生素是全世界近几十年来畜禽生产过程使用最广泛、频度最高、用量最大的一类;但影响此类抗生素抗性基因经接合转移扩散的自然因素少有报道,本研究以强力霉素抗性基因（Dox）为研究对象,（1）通过7个细菌性病原菌（其中6个为临床分离的病原菌,遗传背景不清楚;1个为条件性致病性产酸克雷伯氏菌的突变株TR-M30-1,为mTn5gusA-pgfp21转座子插入突变,KanR（卡那霉素抗性）,本实验室保存）对18种常用抗生素的药敏实验获得此7个菌株的耐药谱,从耐药谱中筛选出抗生素抗性遗传型为DoxRXS的候选供体菌和抗生素抗性遗传型为DoxSXR的候选受体菌（X代表试验的18种抗生素中的任何一种）;（2）供、受体菌共接合培养后筛选出抗生素抗性遗传型为DoxRXR的接合子,同时确定目标供、受体菌;（3）对目标供、受体菌进行形态学、生理生化、分子生物学和BIOLOG方法鉴定;（4）确定目标供、受体菌的四环素耐药基因及其可移动遗传元件;（5）检测养猪场排污渠不同地段和不同浓度的有机肥浸出液对目标供、受体菌的存活率及目标供体菌的Dox基因经接合转移至目标受体菌的效率;（6）构建狐尾藻（Myriophyllum spicatum L）、水葫芦（Eichharnia crassipes）、狐尾藻+水葫芦和无植物（空白对照）的下流式人工湿地,检测目标供、受体菌在人工湿地水体内的存活率及目标供体菌的Dox基因经接合转移至目标受体菌的效率;（7）分析了强力霉素抗性基因（Dox）在供、受体菌之间的接合转移效率与养猪场排污渠水体和人工湿地水体的pH值、化学需氧量（COD）、氨基酸种类和含量、总糖、还原糖、凯氏氮、总磷（TP）、有效磷的含量的相关性;（8）检测了人工湿地对COD去除效果;结果如下:（1）研究的7个病原菌耐药性均为多重性,最多能耐受15种抗生素,对链霉素（氨基糖苷类）、萘啶酮酸（喹诺酮类）、磺胺二甲嘧啶（磺胺类）抗生素的耐药率最高（100%）,对庆大霉素（氨基糖苷类）、诺氟沙星（喹诺酮类）、环丙沙星（喹诺酮类）抗生素的耐药率最低（0）。目标供体菌抗生素抗性基因型选定为DoxRKanS,目标受体菌为DoxSKanR,接合子为DoxRKanR;接合子命名为Con-Ⅱ。（2）抗生素抗性基因型DoxRKanS的目标供体菌鉴定为Escherichia coli O157:H7（E.coli O157:H7）;BIOLOG法鉴定目标受体菌TR-M30-1（DoxSKanR）的结果与于晓宇的16S rDNA分子鉴定的结果一致,均为产酸克雷伯氏菌。（3）E.coli O157:H7（DoxRKanS）、TR-M30-1（DoxSKanR）、Con-Ⅱ（DoxRKanR）的四环素抗性基因和可移动遗传元件检测结果为E.coli O157:H7（DoxRKanS）和Con-Ⅱ（DoxRKanR）携带tetB耐药基因,TR-M30-1（DoxSKanR）无。E.coli O157:H7（DoxRKanS）含F质粒、I类整合子和I类整合子可变区;TR-M30-1（DoxSKanR）含F质粒和I类整合子可变区;Con-Ⅱ（DoxRKanR）含F质粒和I类整合子。Con-Ⅱ（DoxRKanR）的DoxR并非由F质粒从E.coli O157:H7（DoxRKanS）介导转移至TR-M30-1（DoxSKanR）的结果。（4）历时9 d,于第3、6、9 d测定,E.coli O157:H7（DoxRKanS）和TR-M30-1（DoxSKanR）在完全培养基（LB）、养猪场排污渠不同地段水体、不同浓度的有机肥浸出液及人工湿地系统水体中其存活率较原始浓度（0 d）均逐渐下降且处理组的下降速率较对照（LB培养基）者大;在LB培养基内,两者第3 d存活率无差异（从平均值±标准差判断,下同）,但第6、9 d时,TR-M30-1（DoxSKanR）存活率大于E.coli O157:H7（DoxRKanS）;有机质污染水体（养猪场污水和有机肥浸出液）中两者的存活率高于人工湿地水体。在时间维度上（0-3 d,3-6 d,6-9 d）,存活率呈现特征:（1）减-减-增者为:养猪场排污渠3个地段（上、中、下游）污水、150 g有机肥+1 L蒸馏水中的E.coli O157:H7（DoxRKanS）;养猪场排污渠（上、下）游、（150、100、50）g有机肥+1 L蒸馏水、狐尾藻人工湿地环境中的TR-M30-1（DoxSKanR）;（2）减-增-减者为:最大持水量状态有机肥（含水量57%）、（100、50）g有机肥+1 L蒸馏水、无植物人工湿地水体中的E.coli O157:H7（DoxRKanS）;200 g有机肥+1 L蒸馏水中的TR-M30-1（DoxSKanR）;（3）减-减-减者为:（1）和（2）以外的其他试验条件,如:（200、10）g有机肥+1 L蒸馏水、（水葫芦、狐尾藻、水葫芦+狐尾藻）人工湿地、LB培养基中的E.coli O157:H7（DoxRKanS）;养猪场排污渠（中游）、最大持水量状态有机肥（含水量57%）、10 g有机肥+1 L蒸馏水、（水葫芦、水葫芦+狐尾藻、无植物）人工湿地、LB培养基中的TR-M30-1（DoxSKanR）。（5）完全培养基（LB）、养猪场排污渠不同地段、不同浓度的有机肥浸出液及人工湿地系统中E.coli O157:H7（DoxRKanS）、TR-M30-1（DoxSKanR）共培养3 d时的接合效率高低顺序为:LB培养基(3.25×10-6)>养猪场排污渠上游(1.124×10-6)>养猪场排污渠中游(9.03×10-7)>最大持水量状态有机肥（含水量57%）(6.23×10-9)>人工湿地系统（0）。（6）E.coli O157:H7（DoxRKanS）、TR-M30-1（DoxSKanR）共培养3 d时的接合效率和水质相关因素的Pearson相关性分析显示:pH值与接合效率呈显着负相关性（p<0.05）;化学需氧量（COD）与接合效率呈显着正相关性（p<0.05）;氨基酸含量与接合效率呈极显着正相关性（p<0.01）;接合效率与总糖、还原糖、凯氏氮、总磷（TP）、有效磷等无显着相关性。（7）狐尾藻、水葫芦、狐尾藻+水葫芦和无植物空白对照组人工湿地对CODcr平均去除率分别为:38.82%、34.1%、32.37%和40.75%。
二、胞外多糖pullulan处理养猪场污水效果分析（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、胞外多糖pullulan处理养猪场污水效果分析（论文提纲范文）
（1）基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 硝化/反硝化 |
| 1.2.2 短程硝化/反硝化 |
| 1.3 厌氧氨氧化 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化反应发现 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化菌的分类 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化菌的细胞形态和结构 |
| 1.4 厌氧氨氧化一体化工艺型式 |
| 1.4.1 基于短程硝化的一体化厌氧氨氧化(PN-Anammox) |
| 1.4.2 基于短程反硝化的一体化厌氧氨氧化(PD-Anammox) |
| 1.4.3 基于硝酸盐异化还原的一体化厌氧氨氧化(DNRA-Anammox) |
| 1.4.4 其他一体化Anammox工艺 |
| 1.4.5 技术和经济性比较 |
| 1.5 厌氧氨氧化影响因素 |
| 1.5.1 溶解氧(dissolved oxygen,DO) |
| 1.5.2 温度 |
| 1.5.3 pH |
| 1.5.4 有机物和C/N比 |
| 1.5.5 基质浓度 |
| 1.5.6 无机碳(Inorganic carbon,IC) |
| 1.5.7 盐度 |
| 1.5.8 HRT |
| 1.5.9 污泥龄 |
| 1.5.10 重金属 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 实验用水和水质 |
| 2.1.4 使用试剂和仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 常规水质分析方法 |
| 2.2.2 水质指标计算公式 |
| 2.2.3 生物量测定 |
| 2.2.4 活性测定 |
| 2.2.5 细胞色素c的测定 |
| 2.2.6 胞外聚合物分析 |
| 2.2.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.8 生物膜样品16SrRNA的PCR扩增 |
| 2.2.9 高通量测序 |
| 第3章 AnSBBR-Anammox处理低氨氮废水研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 AnSBBR反应器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 启动阶段脱氮性能 |
| 3.2.2 启动效果对比 |
| 3.2.3 EPS分析 |
| 3.2.4 FT-IR红外分析 |
| 3.2.5 三维荧光分析 |
| 3.2.6 微生物分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 AnSBBR-Anammox工艺优化研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.1.1 实验装置 |
| 4.2 处理效果 |
| 4.2.1 脱氮效能 |
| 4.2.2 参数对脱氮影响 |
| 4.2.3 微生物分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 An SBBR-Anammox工艺对C/N耐受性能研究 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 脱氮性能 |
| 5.2.2 恢复性能 |
| 5.2.3 EPS分析 |
| 5.2.4 微生物群落分析 |
| 5.2.5 功能基因与机制分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 低氧SBBR-Anammox工艺处理模拟生活废水研究 |
| 6.1 实验内容 |
| 6.1.1 实验装置 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.2 自然条件下系统脱氮研究 |
| 6.2.1 脱氮性能 |
| 6.2.2 分时测定 |
| 6.2.3 SAA分析 |
| 6.2.4 EPS分析 |
| 6.2.5 SEM分析 |
| 6.2.6 微生物群落特征分析 |
| 6.2.7 相关性分析和展望 |
| 6.3 羟胺添加影响 |
| 6.3.1 脱氮性能 |
| 6.3.2 分时测定 |
| 6.3.3 SAA与血红素分析 |
| 6.3.4 微生物群落分析 |
| 6.3.5 RDA分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 主要术语和缩写表 Nomenclature and abbreviations |
（2）铜离子及四环素对好氧颗粒污泥形成过程影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术研究进展 |
| 1.2.1 颗粒污泥技术简介 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成过程 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥加速造粒过程策略 |
| 1.3 抗生素对生物处理系统的影响 |
| 1.3.1 抗生素的来源及危害 |
| 1.3.2 抗生素对颗粒污泥处理系统的影响 |
| 1.3.3 四环素对颗粒污泥系统的影响 |
| 1.4 重金属对生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 重金属来源及去除方法 |
| 1.4.2 重金属对颗粒污泥形成过程的影响 |
| 1.4.3 铜离子对污泥去除污染物能力的影响 |
| 1.5 抗生素和金属离子共存对活性污泥净化效能的影响 |
| 1.6 课题来源以及研究的目的、意义和内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验装置及运行参数 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 运行参数 |
| 2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验水质 |
| 2.4 检测项目与分析方法 |
| 2.4.1 试验仪器 |
| 2.4.2 常规指标检测与分析 |
| 2.4.3 污泥活性测定 |
| 2.4.4 EPS提取与分析 |
| 2.4.5 TC浓度的测定 |
| 2.4.6 好氧颗粒污泥微生物群落结构分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 AGS形成过程中污泥特性分析 |
| 3.1.1 污泥粒径分析 |
| 3.1.2 污泥硝化活性 |
| 3.1.3 污泥浓度变化 |
| 3.1.4 污泥沉降性能变化 |
| 3.2 铜和四环素的存在对污染物去除效果分析 |
| 3.2.1 对有机物去除的影响 |
| 3.2.2 对氨氮去除的影响 |
| 3.2.3 对硝态氮和亚硝态氮含量变化的影响 |
| 3.2.4 典型周期内污染物的转化状况 |
| 3.2.5 铜离子存在对四环素去除效果的影响 |
| 3.3 铜和四环素存在对EPS特性的影响 |
| 3.3.1 TOC含量变化 |
| 3.3.2 EPS中 PN、PS含量变化 |
| 3.3.3 Zeta电位 |
| 3.3.4 EPS三维荧光分析 |
| 3.3.5 三维荧光光谱平行因子分析 |
| 3.4 铜离子和TC存在下微生物群落演替 |
| 3.4.1 Alpha多样性分析 |
| 3.4.2 稀释性曲线 |
| 3.4.3 物种Venn图分析 |
| 3.4.4 主成分分析 |
| 3.4.5 微生物群落组成分析 |
| 3.4.6 微生物菌群代谢功能预测 |
| 3.4.7 KEGG数据库中涉及硝化和反硝化过程的关键酶 |
| 4 讨论 |
| 4.1 铜离子和TC对污泥特性的影响 |
| 4.2 铜离子和TC对污染物去除效果的影响 |
| 4.3 铜离子和TC对EPS特性的影响 |
| 4.3.1 铜离子和TC对EPS含量及组分的影响 |
| 4.3.2 铜离子和TC对EPS荧光特性的影响 |
| 4.4 铜离子和TC对微生物种群结构的影响 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（3）紫球藻对沼液废水中氨氮、铜离子及抗生素磺胺二甲嘧啶的处理效果（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 藻种来源与培养基 |
| 1.2 氨氮、Cu2+及抗生素磺胺二甲嘧啶对紫球藻生长的影响 |
| 1.3 紫球藻细胞产率的测定 |
| 1.4 氨氮、Cu2+及抗生素磺胺二甲嘧啶的测定 |
| 1.5 数据分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同浓度氨氮对紫球藻生长的影响 |
| 2.2 不同浓度Cu2+对紫球藻生长的影响 |
| 2.3 不同浓度磺胺二甲嘧啶对紫球藻生长的影响 |
| 2.4 紫球藻对KOCK培养基中氨氮、Cu2+及抗生素磺胺二甲嘧啶的吸附效果 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（4）耐受猪沼液小球藻的真菌絮凝优化及原始沼液净化研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 绪论 |
| 1 猪沼液的处理方法及现状 |
| 1.1 猪养殖废水产生现状及危害 |
| 1.2 猪沼液的处理方法 |
| 2 微藻采收技术 |
| 2.1 微藻采收技术概述 |
| 2.2 微藻的生物絮凝 |
| 3 影响丝状真菌絮凝采收的条件 |
| 3.1 菌种和藻种 |
| 3.2 pH |
| 3.3 温度 |
| 3.4 摇床转速 |
| 3.5 碳源 |
| 4 污水中的絮凝采收及菌藻球的生物修复应用 |
| 4.1 丝状真菌在污水中的絮凝采收 |
| 4.2 菌藻絮凝球的生物修复运用 |
| 5 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 5.1 本研究的目的和意义 |
| 5.2 本研究的主要内容 |
| 第一章 絮凝真菌的筛选 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 絮凝真菌的筛选 |
| 2.2 絮凝真菌的鉴定 |
| 2.3 米曲霉对不同藻种的絮凝特性 |
| 第三节 小结 |
| 第二章 菌藻絮凝条件的优化 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 藻细胞在三种培养基的生长情况 |
| 2.2 pH对菌藻絮凝的影响 |
| 2.3 温度对菌藻絮凝的影响 |
| 2.4 转速对菌藻絮凝的影响 |
| 2.5 菌丝球培养时间对菌藻絮凝的影响 |
| 2.6 菌丝球投放量对菌藻絮凝的影响 |
| 2.7 孢子接种量和菌丝球直径对菌藻絮凝的影响 |
| 2.8 最优条件下的菌藻絮凝 |
| 2.9 最优条件下的絮凝曲线拟合 |
| 2.10 生化组成分析 |
| 第三节 小结 |
| 第三章 小球藻处理原始沼液天数对菌藻絮凝净化沼液的影响 |
| 第一节 材料与方法 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 小球藻处理沼液天数对菌藻絮凝效率的影响 |
| 2.2 菌藻絮凝对不同处理天数沼液氨氮的去除效果 |
| 2.3 菌藻絮凝对不同处理天数沼液总氮的去除效果 |
| 2.4 菌藻絮凝对不同处理天数沼液总磷的去除效果 |
| 2.5 菌藻絮凝对不同处理天数沼液COD的去除效果 |
| 2.6 菌藻絮凝对不同处理天数沼液的脱色效果 |
| 第三节 小结 |
| 第四章 菌藻球二步法净化原始沼液 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据分析 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 菌藻球净化沼液过程pH、ORP的变化情况 |
| 2.2 菌藻球对沼液固体悬浮物的去除 |
| 2.3 菌藻球对沼液的脱色效果 |
| 2.4 菌藻球对沼液氨氮的去除效果 |
| 2.5 菌藻球对沼液总氮的去除效果 |
| 2.6 菌藻球对沼液总磷的去除效果 |
| 2.7 菌藻球对沼液COD的去除效果 |
| 2.8 净化沼液过程的生物量变化 |
| 2.9 净化沼液后菌藻球的脂肪酸产量变化 |
| 第三节 小结与讨论 |
| 第五章 生物柴油性能评价 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 小球藻及菌藻球的脂肪酸组成 |
| 2.2 净化沼液后收获的菌藻球的脂肪酸组成 |
| 2.3 生物柴油性能评价 |
| 第三节 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 科研任务 |
| 主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）多芒藻高效生长，油脂积累及其处理校园生活污水的优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微藻 |
| 1.1.1 快速的生长能力 |
| 1.1.2 碳中性特点 |
| 1.1.3 农业前景 |
| 1.1.4 微藻价值高 |
| 1.1.5 生态环境友好 |
| 1.1.6 微藻多样性高 |
| 1.2 微藻研究现状 |
| 1.2.1 微藻的研究现状 |
| 1.2.2 关于多芒藻的研究现状 |
| 1.3 影响微藻生长的因素 |
| 1.3.1 温度 |
| 1.3.2 光 |
| 1.3.3 曝气量 |
| 1.3.4 不同的营养模式 |
| 1.3.5 营养盐负荷 |
| 1.4 微藻收获的现状 |
| 1.5 论文的研究内容与创新性 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 微藻样品来源 |
| 2.1.2 微藻的显微镜观察 |
| 2.1.3 微藻的分离与纯化 |
| 2.1.4 微藻的鉴定 |
| 2.2 实验设置 |
| 2.2.1 多芒藻的筛选与初步评价 |
| 2.2.2 物理性质的培养条件对多芒藻生长、产油的影响 |
| 2.2.3 化学性质的培养条件对多芒藻生长、产油的影响 |
| 2.2.4 多芒藻处理校园生活污水 |
| 2.3 微藻生物质的分析方法 |
| 2.3.1 生物质浓度 |
| 2.3.2 细胞观察与细胞半径大小统计 |
| 2.3.3 多芒藻细胞色素的测定 |
| 2.3.4 藻粉的制备 |
| 2.3.5 微藻细胞提取总脂 |
| 2.3.6 细胞内脂肪酸组分测定 |
| 2.3.7 总糖的测定 |
| 2.3.8 蛋白质以及氨基酸的测定 |
| 2.4 培养基中的成分分析方法 |
| 2.4.1 BG11培养基和校园生活污水中水样处理 |
| 2.4.2 BG11培养基和校园生活污水中水样检测 |
| 2.5 多芒藻的收获性能实验 |
| 2.5.1 多芒藻沉降性能 |
| 2.5.2 多芒藻过滤实验 |
| 第三章 多芒藻的初步研究 |
| 3.1 多芒藻筛选与初步评价 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.2 多芒藻收获性能 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 多芒藻细胞形态探讨 |
| 3.3.1 引言 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 物理性质的培养条件对多芒藻生长、产油的影响 |
| 4.1 温度对多芒藻生长、产油的影响 |
| 4.1.1 引言 |
| 4.1.2 结果与讨论 |
| 4.2 不同波长的单色光对多芒藻生长、产油的影响 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.3 曝气对多芒藻生长、产油的影响 |
| 4.3.1 引言 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.4 光照强度对多芒藻生长、产油的影响 |
| 4.4.1 引言 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 化学性质的培养条件对多芒藻生长、产油的影响 |
| 5.1 初始氮浓度对多芒藻Golenkinia SDEC-16生长、产油的影响 |
| 5.1.1 引言 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.2 初始氯化钠浓度对多芒藻Golenkinia SDEC-16的生长影响 |
| 5.2.1 引言 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 多芒藻处理校园生活污水 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 研究结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的科研情况 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）低表观气速下好氧颗粒污泥的骨架强化及其特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源和研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 好氧颗粒污泥的形成及稳定运行影响因素 |
| 1.2.1 选择压力相关型因素 |
| 1.2.2 非选择压力相关型因素 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥形成及稳定运行的外源强化 |
| 1.3 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.3.1 丝状菌假说 |
| 1.3.2 胞外聚合物假说 |
| 1.3.3 关键微生物假说 |
| 1.3.4 群体感应假说 |
| 1.3.5 四步颗粒化假说 |
| 1.4 好氧颗粒污泥的应用 |
| 1.4.1 污染物的同步去除 |
| 1.4.2 高浓度有机废水处理 |
| 1.4.3 有毒难降解有机废水处理 |
| 1.4.4 重金属废水处理 |
| 1.4.5 好氧颗粒污泥的组合工艺 |
| 1.5 课题研究的目的意义、主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与材料 |
| 2.1.1 试验装置及运行条件 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.1.4 试验试剂 |
| 2.1.5 仪器设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 表观气速的确定 |
| 2.2.2 氨氮吸附试验 |
| 2.2.3 骨架材料的筛选试验 |
| 2.3 检测项目与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标检测分析方法 |
| 2.3.2 污泥颗粒理化性质分析 |
| 2.3.3 微生物群落演替及空间特性分析 |
| 第3章 低表观气速下好氧颗粒污泥的形成与特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 低表观气速下的污泥颗粒化过程分析 |
| 3.2.1 表观气速的确定 |
| 3.2.2 低表观气速下的污泥颗粒化过程分析 |
| 3.3 污泥颗粒化过程中胞外聚合物的变化特性 |
| 3.3.1 蛋白质和多糖含量及比值的变化 |
| 3.3.2 胞外聚合物荧光特性的变化 |
| 3.3.3 胞外聚合物在成熟颗粒内部的空间分布 |
| 3.3.4 颗粒表面红外光谱特性及元素组成分析 |
| 3.4 污泥颗粒化过程中污染物的去除效能 |
| 3.4.1 好氧颗粒污泥对COD的去除效能 |
| 3.4.2 好氧颗粒污泥对氮的去除效能 |
| 3.4.3 好氧颗粒污泥对磷的去除效能 |
| 3.4.4 好氧颗粒污泥对污染物的去除过程 |
| 3.5 污泥颗粒化过程中微生物群落结构变化特性 |
| 3.5.1 微生物种群丰度和多样性变化 |
| 3.5.2 微生物群落动态变化特征 |
| 3.6 低表观气速对好氧颗粒污泥形态及丝状菌的影响 |
| 3.6.1 对颗粒形态的影响 |
| 3.6.2 对丝状菌生长的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 骨架强化型好氧颗粒污泥的构建与特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 线性骨架强化型好氧颗粒污泥的构建 |
| 4.2.1 线性骨架强化下的颗粒化过程分析 |
| 4.2.2 线性骨架强化型好氧颗粒污泥中的胞外聚合物特性 |
| 4.2.3 线性骨架强化型好氧颗粒污泥的污染物去除效能 |
| 4.2.4 线性骨架强化型颗粒化过程中微生物群落结构变化特性 |
| 4.3 空间网状骨架强化型好氧颗粒污泥的构建 |
| 4.3.1 材料筛选 |
| 4.3.2 空间网状骨架强化下的颗粒化过程分析 |
| 4.3.3 空间网状骨架强化型好氧颗粒污泥中的胞外聚合物特性 |
| 4.3.4 空间网状骨架强化型好氧颗粒污泥的污染物去除效能 |
| 4.3.5 空间网状骨架强化型颗粒化过程中微生物群落结构变化特性 |
| 4.4 线性和空间网状骨架强化型好氧颗粒污泥差异性分析 |
| 4.4.1 污染物去除效能 |
| 4.4.2 胞外聚合物特性 |
| 4.4.3 微生物群落结构 |
| 4.4.4 形成机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 骨架强化型好氧颗粒污泥的影响因素研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 反应器运行条件 |
| 5.3 表观气速对骨架强化型好氧颗粒污泥的影响 |
| 5.3.1 污泥颗粒化情况 |
| 5.3.2 胞外聚合物特性 |
| 5.3.3 污染物去除效能 |
| 5.3.4 微生物群落结构特性 |
| 5.4 进水有机物浓度对好氧颗粒污泥的影响 |
| 5.4.1 污泥颗粒化情况 |
| 5.4.2 胞外聚合物特性 |
| 5.4.3 污染物去除效能 |
| 5.4.4 微生物群落结构特性 |
| 5.5 水力停留时间对好氧颗粒污泥的影响 |
| 5.5.1 污泥颗粒化情况 |
| 5.5.2 胞外聚合物特性 |
| 5.5.3 污染物去除效能 |
| 5.5.4 微生物群落结构特性 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 低温对低表观气速下污泥好氧颗粒化的影响机制研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 低温低表观气速下的污泥颗粒化过程分析 |
| 6.2.1 反应器运行条件 |
| 6.2.2 常规方式培养下的颗粒化过程 |
| 6.2.3 骨架强化下的颗粒化过程 |
| 6.3 污泥颗粒化过程中胞外聚合物的变化特性 |
| 6.3.1 常规方式培养下污泥的胞外聚合物特性 |
| 6.3.2 骨架强化下污泥的胞外聚合物特性 |
| 6.4 污泥颗粒化过程中污染物的去除效能 |
| 6.4.1 常规方式培养下的污染物去除效能 |
| 6.4.2 骨架强化下的污染物去除效能 |
| 6.4.3 污染物去除效能对比分析 |
| 6.5 污泥颗粒化过程中微生物群落结构变化特性及对比分析 |
| 6.5.1 种群丰度和多样性的变化情况 |
| 6.5.2 微生物群落结构变化特征 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）常温与低温下好氧颗粒污泥性能及菌丝球固定化技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥的研究进展 |
| 1.1.1 颗粒污泥技术的应用前景 |
| 1.1.2 颗粒污泥的形成机理 |
| 1.1.3 颗粒污泥的形成及稳定性影响因素 |
| 1.1.4 低温对好氧颗粒污泥技术的影响 |
| 1.2 丝状菌在好氧颗粒污泥中的研究现状 |
| 1.2.1 丝状菌在颗粒污泥的作用 |
| 1.2.2 颗粒污泥中发生丝状膨胀的原因 |
| 1.2.3 丝状菌膨胀的常见控制措施 |
| 1.2.4 丝状菌丝球及其固定化技术研究 |
| 1.3 研究内容与意义 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 研究目的与意义 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验方案 |
| 2.1.1 实验装置与运行方式 |
| 2.1.2 进水水质 |
| 2.1.3 污泥来源 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 好氧颗粒污泥性能研究 |
| 2.2.2 丝状菌丝球的分离与性能研究 |
| 2.2.3 菌丝球固定化技术研究 |
| 2.3 检测与分析方法 |
| 2.3.1 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.2 污泥中磷含量的测定 |
| 2.3.3 污泥中多糖的测定 |
| 2.3.4 污泥及丝状菌形态的表征 |
| 2.3.5 丝状菌的PCR扩增和鉴定 |
| 2.3.6 颗粒污泥的高通量测序 |
| 2.3.7 常规分析方法 |
| 第3章 常温与低温下好氧颗粒污泥性能变化 |
| 3.1 好氧颗粒污泥的理化性状 |
| 3.1.1 形态特征及沉降性能的变化 |
| 3.1.2 营养物质的去除效果分析 |
| 3.1.3 污泥典型生化特性的变化 |
| 3.2 好氧颗粒污泥中EPS含量的变化 |
| 3.3 污泥中多糖和磷的含量变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 温度对好氧颗粒污泥群落结构的影响 |
| 4.1 污泥中微生物丰富度和多样性的变化 |
| 4.2 颗粒污泥中细菌群落结构组成的变化 |
| 4.3 功能菌属及丝状细菌组成的变化 |
| 4.4 低温条件下颗粒污泥中的真菌种群分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 丝状菌丝球的性能及其固定化技术研究 |
| 5.1 菌丝球的分离与鉴定 |
| 5.2 菌丝球对营养物质的去除效果 |
| 5.3 真菌菌丝球固定反硝化菌脱氮性能研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（8）产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 能源现状 |
| 1.1.2 猪场废水的特征及危害 |
| 1.1.3 猪场废水的传统处理技术 |
| 1.2 人工湿地技术 |
| 1.2.1 人工湿地的概述 |
| 1.2.2 人工湿地系统的污染物去除机理 |
| 1.2.3 人工湿地去除污染物的影响因素 |
| 1.3 微生物燃料电池技术 |
| 1.3.1 微生物燃料电池的基本原理 |
| 1.3.2 微生物燃料电池的分类 |
| 1.3.3 微生物燃料电池的研究现状 |
| 1.3.4 湿地型-微生物燃料电池技术的研究进展 |
| 1.4 本文研究目的、意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 CW-MFC系统的构建 |
| 2.1.1 VFCW-MFC的构建 |
| 2.1.2 IVCW-MFC的构建 |
| 2.2 试验仪器和材料 |
| 2.3 系统的接种与启动 |
| 2.4 常规检测项目及方法 |
| 2.4.1 化学需氧量 |
| 2.4.2 氨氮 |
| 2.4.3 硝酸盐氮 |
| 2.4.4 总氮 |
| 2.4.5 亚硝酸盐氮 |
| 2.4.6 总磷 |
| 2.4.7 溶解氧值 |
| 2.4.8 pH值 |
| 2.5 电化学性能评价方法(电化学测试及评价方法) |
| 2.5.1 电压、电流、电流密度 |
| 2.5.2 极化曲线 |
| 2.5.3 功率和功率密度 |
| 2.5.4 库伦效率和总电荷量 |
| 2.5.5 内阻 |
| 2.6 微生物学分析和材料表征方法 |
| 2.6.1 MiSeq高通量测序技术 |
| 2.6.2 扫描电镜 |
| 第三章 产电型人工湿地的构建与效能研究 |
| 3.1 VFCW-MFC的废水处理及同步产电 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 VFCW-MFC对 COD的去除特性 |
| 3.1.3 VFCW-MFC的脱氮特征 |
| 3.1.4 VFCW-MFC的同步产电特性 |
| 3.2 IVCW-MFC的开发及性能研究 |
| 3.2.1 材料与方法 |
| 3.2.2 IVCW-MFC对 COD的去除效果 |
| 3.2.3 IVCW-MFC的强化脱氮特征 |
| 3.2.4 IVCW-MFC的同步产电特征 |
| 3.3 CW-MFC结构对污染物去除和产电的影响 |
| 3.3.1 污染物去除的差异 |
| 3.3.2 产电效能的差异 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 IVCW-MFC处理实际猪场废水研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 猪场废水中COD的去除特性 |
| 4.3 IVCW-MFC对猪场废水中脱氮性能的强化 |
| 4.4 IVCW-MFC对猪场废水中磷的去除 |
| 4.5 IVCW-MFC的长期产电特征 |
| 4.6 电极生物膜的形成 |
| 4.7 昼夜变化对产电的影响 |
| 4.8 外电阻变化对产电及污染物去除的影响 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 IVCW-MFC微生物结构及功能微生物解析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集 |
| 5.1.2 样品处理与检测 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 IVCW-MFC系统中微生物群落的群落差异性分析 |
| 5.2.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.2.2 微生物群落层次聚类分析 |
| 5.2.3 微生物群落结构分析 |
| 5.2.4 微生物群落差异性分析 |
| 5.2.5 微生物功能预测分析 |
| 5.3 季节变化的微生物群落差异性分析 |
| 5.3.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.3.2 微生物群落结构及差异性分析 |
| 5.3.3 微生物功能预测分析 |
| 5.4 产电功能菌属分析 |
| 5.5 污染物去除功能菌属分析 |
| 5.6 微生物群落演替与环境互作分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 植物对IVCW-MFC净化猪场废水及同步产电的影响研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 装置运行 |
| 6.1.2 根系分泌物分析 |
| 6.2 不同植物对猪场废水的净化效果 |
| 6.2.1 DO浓度分布差异 |
| 6.2.2 根系分泌物特性分析 |
| 6.2.3 COD去除效果 |
| 6.2.4 氮去除效果 |
| 6.3 不同植物对IVCW-MFC系统的产电性能影响 |
| 6.4 不同植物IVCW-MFC系统的微生物群落结构解析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）活性污泥微生物解壳聚糖松江菌中菌胶团形成相关大型基因簇的鉴定和分析（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 菌株和质粒 |
| 1.1.2 培养基和培养条件 |
| 1.1.3 主要试剂和仪器 |
| 1.1.4 引物设计与合成 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 转座子插入突变株的构建和筛选 |
| 1.2.2 转座子插入突变株的鉴定 |
| 1.2.3 突变株的遗传互补分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 菌胶团形成缺陷的转座子插入突变株的筛选与鉴定 |
| 2.2 糖基转移酶基因的遗传互补分析 |
| 2.3 多糖链长决定基因的遗传互补分析 |
| 2.4 胞外多聚物生物合成基因簇的鉴定 |
| 3 结论 |
（10）有机质污染水体及人工湿地对抗生素抗性基因接合转移效率的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 细菌耐药性 |
| 1.1.1 细菌耐药性的产生和危害 |
| 1.1.2 抗生素分类、作用机理及细菌耐药性机制 |
| 1.1.3 细菌耐药性获得方式 |
| 1.1.4 水环境中抗生素、耐药菌和耐药基因 |
| 1.2 人工湿地的特点、应用和去除微生物的机理 |
| 1.3 水环境中细菌接合转移效率的影响因素 |
| 1.4 本研究的意义、内容与实验流程图 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 内容 |
| 1.4.3 实验流程 |
| 第2章 目标供体菌、受体菌和接合子的筛选 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 试验菌株 |
| 2.1.2 主要药品试剂 |
| 2.1.3 溶液配制 |
| 2.1.4 主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 候选供体菌和受体菌抗生素抗性的确定及目标供体菌和受体菌筛选 |
| 2.2.2 接合子的筛选 |
| 2.2.3 抗生素条件下目标供、受体菌生长曲线 |
| 2.2.4 目标供体菌、受体菌最小抑菌浓度的测定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 7个病原性试验菌株对18种常用抗生素的耐药谱及目标供、受体菌的确定 |
| 2.3.2 接合子 |
| 2.3.3 抗生素条件下供、受体菌生长曲线 |
| 2.3.4 目标供体菌、受体菌两种抗生素抗性交叉对换的抗生素的最小抑菌浓度测定结果 |
| 2.4 讨论 |
| 本章小结 |
| 第3章 目标供体菌和受体菌的菌种鉴定 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 培养基 |
| 3.1.4 主要溶液 |
| 3.1.5 主要实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 菌种纯化 |
| 3.2.2 形态观察 |
| 3.2.3 生理生化实验 |
| 3.2.4 16S rDNA分子鉴定 |
| 3.2.5 biolog鉴定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 培养特征与菌体形态观察结果 |
| 3.3.2 生理生化特性鉴定结果 |
| 3.3.3 16S rDNA分子鉴定结果 |
| 3.3.4 目标供体菌biolog鉴定结果 |
| 3.3.5 目标受体菌biolog鉴定结果 |
| 3.4 讨论 |
| 本章小结 |
| 第4章 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）和Con-Ⅱ（Dox~RKan~R）四环素耐药基因和可移动遗传元件的检测 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌株 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 主要培养基和溶液 |
| 4.1.4 主要仪器设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）和Con-Ⅱ（Dox~RKan~R）四环素耐药基因的检测 |
| 4.2.2 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）和Con-Ⅱ（Dox~RKan~R）可移动遗传元件检测 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）和Con-Ⅱ（Dox~RKan~R）四环素耐药基因的检测结果 |
| 4.3.2 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）和Con-Ⅱ（Dox~RKan~R）可移动遗传元件的检测结果 |
| 4.4 讨论 |
| 本章小结 |
| 第5章 有机质污染水体及湿地水体内E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）和TR-M30-1（DoxSKan~R）存活率、Dox~R基因接合转移效率及其影响因素分析 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.1.3 主要溶液及其配制 |
| 5.1.4 仪器和试剂耗材 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 人工湿地系统构建 |
| 5.2.2 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）有机质污染水体及人工湿地系统中的存活率检测（以LB培养基作为对照，静置培养） |
| 5.2.3 样品的采集及处理 |
| 5.2.4 影响接合效率的水体理化因子检测 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）在有机质污染水体及人工湿地系统内的存活率 |
| 5.3.2 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）和TR-M30-1（DoxSKan~R）在LB培养基、有机质污染水体及人工湿地系统中接合培养 3 d的接合效率 |
| 5.3.3 影响接合效率水体理化因子的分析结果 |
| 5.3.4 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）的氨基酸利用检测结果 |
| 5.3.5 E. coli O157:H7（Dox~RKan~S）、TR-M30-1（DoxSKan~R）接合转移效率与环境因子的相关性分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 本章小结 |
| 第6章 全文结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 致谢 |
四、胞外多糖pullulan处理养猪场污水效果分析（论文参考文献）
- [1]基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究[D]. 陈加波. 太原理工大学, 2021(01)
- [2]铜离子及四环素对好氧颗粒污泥形成过程影响的研究[D]. 张瑜丹. 东北农业大学, 2021
- [3]紫球藻对沼液废水中氨氮、铜离子及抗生素磺胺二甲嘧啶的处理效果[J]. 彭瑶,胡政宇,肖鹏,许智慧,常婷,程鹏飞. 生态与农村环境学报, 2020(09)
- [4]耐受猪沼液小球藻的真菌絮凝优化及原始沼液净化研究[D]. 李哲夫. 福建师范大学, 2020(12)
- [5]多芒藻高效生长，油脂积累及其处理校园生活污水的优化研究[D]. 聂昌亮. 山东大学, 2020(12)
- [6]低表观气速下好氧颗粒污泥的骨架强化及其特性研究[D]. 徐杰. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [7]常温与低温下好氧颗粒污泥性能及菌丝球固定化技术研究[D]. 陈远. 武汉理工大学, 2020(08)
- [8]产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究[D]. 刘峰. 南昌大学, 2019(01)
- [9]活性污泥微生物解壳聚糖松江菌中菌胶团形成相关大型基因簇的鉴定和分析[J]. 王晶,高娜,刘双元,戴景程,刘亚琦,邱东茹. 微生物学通报, 2019(08)
- [10]有机质污染水体及人工湿地对抗生素抗性基因接合转移效率的影响[D]. 陈寿昆. 广西师范大学, 2019(08)