一、水中亚硝酸盐净化处理研究进展（论文文献综述）
贾军[1]（2021）在《人工湿地净化海水养殖尾水水力条件优化及氮迁移转化机制研究》文中指出海水养殖业在我国渔业生产发展活动中发挥着至关重要的作用,近年来海水养殖业迅速发展,部分地区海水养殖尾水排放不当,造成局部地区水体出现富营养化现象,影响渔业的可持续高质量发展。人工湿地是一项借鉴自然湿地系统处理污水而发展起来的可人为控制的污水处理技术,具有低成本、处理效果稳定、生态效益高等优点。本研究选用复合垂直潜流人工湿地,以海水养殖尾水为研究对象,探究海水人工湿地系统水力条件的优化,对牙鲆养殖尾水中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP的去除效率的影响。用15N稳定同位素标记海水养殖尾水,追踪其去向,研究标记后的氮污染物在海水人工湿地系统中的转化途径,建立氮质量平衡方程式,以阐明植物、基质、微生物各部分对人工湿地除氮的贡献。为深入了解系统中微生物作用机理,采用高通量测序技术对海水人工湿地系统中各层基质和植物根际微生物进行深度测序,研究微生物种群多样性、群落结构多样性和脱氮功能细菌筛选分析,并结合人工湿地系统的净化效果,探讨海水人工湿地脱氮机理。研究结果将为人工湿地应用于实际海水循环水养殖提供一定的理论和技术支持。研究结论如下:（1）目前青岛养殖面积较大的有海参池塘养殖、对虾与梭子蟹池塘混养和鱼类工厂化养殖。海参池塘养殖因为不需要投喂,养殖池水质符合《海水养殖水排放要求（SC/T 9103-2007）》一类水排放要求;对虾与梭子蟹池塘混养多以投喂蓝蛤活体为主,养殖期不换水或少量换水,养殖池塘水质总体上符合《海水养殖水排放要求》一类水排放要求,但是因为换水较少,会导致养殖后期池塘水质中的总氮、总磷有时会发生接近或超过《海水养殖水排放要求》一类水排放水限量值的情况;鱼类工厂化养殖大量投喂配合饵料,粪便、残饵等有机颗粒物排放量通常在养殖鱼体重的3%左右,氮磷营养盐数值有不同程度的偏高。（2）本研究海水人工湿地系统出水中COD浓度范围为1.34～4.33mg/L,NH4+-N浓度范围为0.10～0.24mg/L,NO2--N浓度为0.02～0.12mg/L,NO3--N浓度范围为0.01～0.42mg/L,TN浓度范围为0.54～2.41mg/L,TP浓度范围为0.71～1.98mg/L;COD,NH4+-N,NO2--N,NO3--N,TP和TN的平均去除率为45.27%,67.71%,94.86%,89.38%,67.77%和85.83%,处理效果最佳时的水力条件为水力负荷0.3m/d和进水量为100L。人工湿地对尾水的去除效果良好,出水COD、DIN的浓度均达到《海水养殖水排放要求》一级排放标准。（3）添加氮稳定同位素后的海水人工湿地系统对NO3--N的去除效果理想,去除率最高可达92.81%。在21 d不间断运行后,刚开始时浓度为0.74 mg/L,实验结束时下降至（0.05±0.03）mg/L,去除率达到92.81%。投入15N同位素后不间断循环运行21 d,植物吸收10.44 mg,填料吸附7.75 mg,鱼体中15N同位素含量18.22 mg,被微生物反应去除72.92 mg,鱼粪中15N同位素含量9.36 mg,水体内未被去除的同位素质量为1.31 mg。植物吸收占NO3--N去除总量的8.70%,基质吸附占6.46%,微生物去除60.77%,鱼体吸收的氮量为15.18%,残饵粪便的去除贡献为7.80%,水中氮同位素含量占1.09%,人工湿地脱氮大部分通过微生物作用来实现,所占比例超过脱氮总量的一半,植物对人工湿地脱氮的贡献不足十分之一,基质对人工湿地脱氮的贡献大于植物对脱氮的贡献。（4）本研究的海水人工湿地植物根系和各基质层微生物群落丰富度和多样性指数都很高,这表明垂直潜流人工湿地系统具有适宜微生物生长的环境。同一海水人工湿地系统内植物根系与基质层微生物多样性和物种丰富度具有差异性,基质层与植物根系的生态环境充当着影响人工湿地系统微生物群落结构相似性的重要角色,下行池和上行池植物根系的微生物种群丰富度比基质层微生物种群丰富度低,下行池的基质层从下至上微生物多样性呈现出先增大后减小的趋势,上行池中从上往下呈现逐层递减的趋势。植物根系和各基质层微生物样本相似性系数在0.65-0.9的范围内,小试人工湿地系统微生物群落门水平上主要包括拟杆菌门（37.17%）、变形菌门（33.41%）、脱硫杆菌门（9.64%）、厚壁菌门（5.42%）、浮霉菌门（3.01%）、放线菌门（2.58%）、绿弯菌门（1.65%）;小试人工湿地系统纲水平上主要包括拟杆菌纲（33.74%）、α-变形菌纲（19.61%）、γ-变形菌纲（13.76%）、脱硫杆菌纲（5.68%）,芽孢杆菌纲（3.97%）。通过对植物根系、基质层样品微生物基因功能的鉴别与分析,筛选出具有脱氮功能的菌群,共发现15个属,总丰度为2.2290%,反硝化菌属占绝对优势,丰度最高的是芽孢杆菌,丰度为1.4703%,氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌丰度较低,氨氧化细菌丰度为0.2999%,亚硝酸盐氧化细菌丰度为0.1580%。本研究结果表明人工湿地对牙鲆尾水的去除效果良好,最佳水力复合为0.3m/d,最佳进水量为100L。海水人工湿地系统微生物的脱氮贡献高达60.77%,微生物群落中脱氮细菌丰度较高,反硝化细菌占优势。
吕文轩[2]（2021）在《人工湿地填料火山岩对氮的深度去除特征及机理研究》文中提出人工湿地是一种经济高效的深度脱氮处理技术,湿地填料是影响脱氮效率的关键。已有研究发现火山岩是良好的脱氮填料,但当前关于的研究多以模拟废水为实验用水,采用实际生活污水的研究鲜有报导。本文以污水处理厂二级处理出水为实验用水,通过摇瓶实验研究和TOPSIS评价模型等分析系统评估了我国8个不同地区火山岩（Volcanic Rock,VR）的脱氮性能;以砾石（Gravel）填料为对照,对比研究了206天内人工湿地填料系统的脱氮除磷性能和氮的转化特征;结合光学显微镜（OM）、扫描电镜（SEM）、X射线荧光衍射（XRD）表征,阐明填料系统的除氮机制,研究成果为火山岩填料的应用提供理论参考。主要结论如下:（1）在三个温度下（5、15和25℃）,火山岩对氨氮的去除均是一个快速过程,前1h氨氮去除率最高可达84.6%,2h后氨氮浓度可达地表V类水（宝山火山岩除外）。火山岩对氨氮的吸附在低温时效果更好,温度升高,氨氮平衡吸附量降低。火山岩对氨氮的吸附主要介于单层分子与多层分子之间的吸附。通过TOPSIS模型评价,8种火山岩中综合脱氮性能最好为乌兰察布火山岩。（2）206天内,单一砾石填料系统对氨氮的平均去除率66.8%,略高于火山岩填料49.8%;单一火山岩填料系统对总氮的平均去除率13.5%,显着高于砾石填料6.1%。组合火山岩填料系统（火山岩-砾石）对氨氮和总氮具有较好的去除,其平均去除率分别为37.6%和16%。组合砾石填料（砾石-砾石）的氨氮和总氮平均去除率分别为51.4%和12.6%。可见在实际污水处理中,与经典砾石填料相比,火山岩填料并没有突出优势;砾石填料中硝化脱氮性能更突出,火山岩填料的反硝化作用略强。鉴于此,将两种填料混合使用,有望提高系统的氨氮和总氮去除。（3）通过OM和SEM发现,火山岩和砾石表面发育了系列短杆状菌。砾石表面生物膜以白色晶体为主,火山岩表面生物膜呈现白色和黄色颗粒。XRD分析发现,火山岩和砾石填料均含有丰富的铁、铝、钙等金属元素,长期使用后填料的元素组成和结构发生变化,表明在吸附过程中填料自身参与吸附反应。
王培琛[3]（2021）在《淡水石斑鱼（Cichlasoma managuense）循环水养殖技术研究》文中研究表明近年来随着我国水产养殖的迅猛发展,传统水产养殖模式使水环境受到严重污染,对水产动物造成了产生严重危害。循环水养殖系统（recirculatingaquaculture system,RAS）是近些年发展起来的一种水产养殖生产系统,具有可控、高效、节水等优点,已经被用于多种鱼类的室内生产当中。淡水石斑鱼（Cichlasoma managuense）具有生长快、产量高、肉质鲜美等优点[1],但目前其循环水养殖技术研究较少。本试验根据淡水石斑鱼生长水环境指标,设计并建立了淡水石斑鱼循环水养殖系统,进行了为期90 d的饲养。分析了循环水养殖模式下淡水石斑鱼的生长性能及水质情况,探究了三级生物滤池对水体污染指标的去除效果,并分析了三级滤池中微生物群落的丰富性和多样性,结果如下:（1）基于物质平衡原理,根据淡水石斑鱼生长特性设计并构建了工厂化循环水养殖系统,该系统由养殖池、微滤机、三级生物滤池、紫外线杀菌池、恒温机和增氧机组成。（2）饲养90d后,循环水养殖系统单位产量达到35.33±1.90kg/m3,淡水石斑鱼增重量和存活率分别为24.50±1.97kg/m3,96.9±0.1%;养殖系统中氨态氮和亚硝酸盐均值分别为0.953±0.541 mg/L,0.175±0.089mg/L;循环水养殖模式淡水石斑鱼粗蛋白、粗脂肪、粗灰分、水分含量、必须氨基酸含量和不饱和脂肪酸含量分别为 19.62±0.20%、7.46±0.16%、1.05±0.02%、70.88±0.20%,6.59±0.03 g/100g和58.25±0.13%,均与对照组差异不显着（P>0.05）。（3）循环水养殖系统生物滤池对总氮、总磷、氨态氮、亚硝酸盐和COD的平均去除率分别为27.8%、18.5%、29.1%、62.4%和14.4%;一级生物滤池对总氮、总磷、氨态氮、亚硝酸盐和COD的平均去除率分别为21.9%、16.9%、12.1%、17.9%和14.4%;二级生物滤池对总氮、总磷、氨态氮、亚硝酸盐和COD的平均去除率分别为6.18%、11.9%、11.5%、20.9%和1.73%;三级生物滤池对总氮、总磷、氨态氮、亚硝酸盐和COD的平均去除率分别为1.15%、1.91%、8.77%、45.8%和-0.04%;第二、三级生物滤池对总氮、总磷、氨态氮和COD的去除率明显低于一级生物滤池（P<0.05）。（4）一级、二级和三级生物滤池填料表面微生物Shannon平均指数分别为5.086、5.050 和 5.147,Chao 平均指数分别为 1343.6、1254.3 和 1310.0,亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）平均丰度分别为0.28%、1.65%、0.32%,硝化螺旋菌属（Nitrospira）平均丰度分别为7.36%、5.40%和10.0%;生物滤池填料表面微生物在属水平上,硝化螺旋菌属（Nitrospira,4.2%～11.0%）为主要优势菌,其他优势菌属分别为 SC-I-84norank（0.4%～16.5%）、Comamonadaceaeuncultured（1.6%～9.4%）、Luteim onas（1.6%～6.2%）、Micropepsaceaeuncultured（1.4%～4.1%）、Microscillaceaeuncultured（2.0%～3.4%）、Cetobacterium（0.3%～5.1%）、RhizobialesIncertae Sedisuncultured（1.3%～4.1%）、Flavihumibacter（1.1%～4.0%）、env.OPS 17norank（1.1%～2.7%）、Schlesneria（0.1%～3.0%）、Dongia（0.1%～4.8%）、Kapabacteriales norank（02%～2.9%）、Kineosporia（0.3%～4.1%）、Thermomonas（0.4%～2.7%）、Reyranella（0.3%～2.5%）、Nitrosomonas（0.2%～1.9%）。
白雪原[4]（2020）在《水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践》文中进行了进一步梳理近十年以来,我国水环境改善与生态恢复成效斐然,全国地表水环境恶化的趋势明显缓解,但水污染治理的任务仍很艰巨。城镇污水厂尾水中氮污染物含量高,成为改善地表水环境质量面临的突出问题。人工湿地具有良好的生态效应,能够促进水质深度处理和水生态恢复,若将其与污水厂实现功能上的结合,在市政污水处理技术的基础上,构建处理厂-人工湿地新的污水处理技术体系,即环境工程+生态工程技术体系,将会进一步推动地表水环境保护与水生态可持续发展。人工湿地深度处理污水厂尾水,目前主要存在占地面积大、低温运行效率低、脱氮效果及稳定性需要提高等问题。因此,识别人工湿地氮转化功能基因优势富集的影响因子,优化关键工艺参数,调控脱氮效能,这是人工湿地在城镇污水厂尾水深度处理中的实践需求,也是理论研究的热点。本研究通过构建水平潜流人工湿地试验装置,模拟城镇污水厂尾水,考察水力负荷、C/N值、气水比、温度4个因素对其脱氮效率的影响,采用高通量测序、分子生态网络分析方法与QPCR技术解析微生物群落结构及氮转化微生物功能基因的变化,较为深入的揭示其氮转化的微生态特征。将模拟试验的研究结果,应用于水平潜流人工湿地工程尾水深度处理工程,并对处理效果进行连续监测。本研究得到的主要结论如下:（1）对不同水力负荷下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:水平潜流人工湿地微生物以变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、拟杆菌门（Bacteroidetes）等为主要类群,以明串珠菌属（Trichococcus）、地杆菌属（Geobacter）等为优势菌属。分子生态网络分析表明,0.6 m3/（m2·d）时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及硝化功能基因（AOA、AOB、nxrA）、反硝化功能基因（narG、nirK、nirS、nosZ）的丰度均在水力负荷0.6 m3/（m2·d）时达到峰值,NH4+-N与TN去除率最高。硝化过程受水力负荷影响很大,0.50.6m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于75%,达到地表V类水标准。0.7m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度大幅升高。因此,当处理目标为地表V类水标准时,水力负荷宜选择0.50.6 m3/（m2·d）,如对水质有更高要求或可用土地面积较大时,应选择0.4 m3/（m2·d）及以下水力负荷。（2）对不同C/N值条件下污染物去除效率及其微生物特征的研究发现:C/N值对微生物群落的物种组成影响不大,主要影响优势菌群的相对丰度。分子生态网络分析表明,C/N值为6时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。C/N值为84的范围内,各氮转化功能基因的丰度均随着C/N值的降低而先增加后减小,C/N值为67时达到峰值,NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于78%,达到地表V类水标准。C/N值小于6时AOA、nxrA基因丰度大幅下降,narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度也开始降低,出水NH4+-N浓度升高,NO3--N、NO2--N出现不同程度累积,TN去除率随之下降。因此,当水平潜流人工湿地需要投加碳源以期达到地表V类水标准时,宜选择调控制进水C/N值为67,使硝化反硝化能力均衡,实现系统经济高效运行。（3）间歇曝气明显改变微生物群落结构,显着提高氮转化微生物功能基因的丰度与污染物净化效率。变形菌门、放线菌门（Actinobacteria）成为绝对优势菌门,厚壁菌门相对丰度显着下降,硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、酸杆菌门（Acidobacteria）等出现富集。硝化螺菌属（Nitrospira）、中村菌属（Nakamurella）等成为优势菌属。分子生态网络分析表明,适当曝气可以加强物种间的相互作用,提高网络结构复杂程度。气水比值26时,硝化反硝化功能基因同时富集增长,出水达到地表IV类水标准。气水比值为6时出水NH4+-N浓度为0.84mg/L,去除率最高（89.73%）,相比未曝气系统提升8.98%。气水比值810时narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度降低,反硝化过程受限,NO3--N累积量增加,TN去除率随之下降。因此,水平潜流人工湿地间歇曝气强化供氧时,宜在26范围内合理确定最佳气水比值,提高净化效率的同时节省运行能耗。（4）对不同温度条件下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:248℃范围内,温度变化对优势菌群的相对丰度影响很大。分子生态网络分析表明,低温使微生物间的相互作用减少,网络结构复杂程度降低。2016℃范围内,温度对硝化反硝化过程的影响不显着。16℃时硝化过程可以顺利进行,NH4+-N去除率为80.13%,出水浓度为1.66mg/L,达到地表水V类水标准;128℃低温范围内总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及AOA、nxrA基因的丰度显着降低,但narG、nirK、nirS、nosZ基因的丰度变化不明显,硝化过程明显受到抑制,NH4+-N去除率显着下降。因此,尾水温度低于12℃时,应考虑保温增温或强化措施,以维系或提高水平潜流人工湿地效能。（5）建立以水平潜流人工湿地为核心的“悬浮人工湿地+水平潜流人工湿地+表面流人工湿地”工程,应用于长春市东南污水处理厂尾水的深度处理,经过为期一年的连续运行和监测表明,69月系统成熟稳定运行期间COD、NH4+-N、TN、TP、SS的去除率分别为74.79%、80.90%、71.12%、78.39%、91.90%,出水达到地表V类水标准。悬浮人工湿地对SS的去除率最高（80.24%）,可有效预防潜流湿地堵塞;水平潜流人工湿地对系统去除NH4+-N、TN、TP的贡献率分别为79.20%、64.64%、81.71%;表面流人工湿地可以进一步去除TN,对系统去除TN的贡献率达到23.00%。该工程建设成本为920元/吨水,运行费用仅为0.15元/吨水,水质改善明显,生态修复效果显着,可为城镇污水厂尾水深度处理以及城市河流水生态修复提供技术参考。
黄大海[5]（2020）在《迂回流湿地对污水处理厂尾水深度处理及好氧反硝化菌强化脱氮的研究》文中进行了进一步梳理随着国家生态文明建设以及人们环保意识的增强,人们对于水环境的要求越来越高。污水厂尾水的深度处理在水环境质量改善中有重要的作用。人工湿地被认为是典型的生态技术,具有生态、环保、造价低和节能等多方面的优点,在污水厂尾水深度处理中具有广阔的应用前景。在人工湿地系统中,微生物是人工湿地的重要组成部分,承担了大部分污染物的降解工作,好氧反硝化细菌是其中的一种,可以克服传统的缺氧反硝化工艺的限制,能够在好氧的条件下进行反硝化作用。利用好氧反硝化菌强化人工湿地在尾水脱氮中有着广阔的应用潜力。本实验以中试迂回流人工湿地为研究对象,通过改造共形成了常规迂回流、迂回流+垂直流和迂回流+渗透3种运行模式的人工湿地,以模拟石驳岸硬化河道为对照池,在夏季和秋季对苏州市某污水处理厂尾水进行了深度处理,研究了3种运行模式的人工湿地在水力停留时间为66 h下对COD（化学需氧量）、NH4+-N（氨氮）、NO3--N（硝氮）、TN（总氮）和TP（总磷）的去除情况;同时从苏州市某污水处理厂曝气反应池废水中筛选分离好氧反硝化菌株,并对菌株进行了鉴定、生长特性及适宜生长条件的研究;最后将筛选到的好氧反硝化菌进行扩大培养后,将其按照0.1mg/L的菌剂投加量投加到人工湿地中,研究了未投菌批（P1）、投菌批（P2）以及定植批（P3）共三个批次人工湿地对尾水的常规污染物COD、NH4+-N、NO3--N、TN和TP的去除效果,尤其是脱氮效果,并检测了三个批次中湿地水中和基质中投加微生物的变化。取得的主要结论如下:（1）3种运行模式的迂回流湿地对污水厂尾水深度处理后,夏季COD下降至5.63～9.66 mg/L,去除率达到79.4～93.9%,3种湿地在运行66 h后COD值都达到地表水Ⅰ类;TN下降至3.11～3.69 mg/L,去除率达到28.92～31.07%;NO3--N下降至2.21～2.98 mg/L,去除率达到29.9～43.6%。秋季水力停留时间延长至66 h后COD下降至10.30～17.07 mg/L,去除率达到58.67～74.81%,COD值都达到地表水Ⅱ～Ⅲ类;TN下降至3.06～3.55 mg/L,去除率达到19.44～28.25%;NO3--N下降至2.58～2.94 mg/L,去除率达到18.9～27.6%。在夏季和秋季湿地对尾水中COD、NO3--N和TN的去除效率显着高于模拟石驳岸硬化河道的对照组。在进水常规污染物浓度相差不大的情况下,总体上温度高的季节湿地对常规污染物的去除能力要强于温度低的季节。污水处理厂对污水中NH4+-N和TP进行了很好的去除,夏季和秋季污水厂尾水中NH4+-N和TP含量极低,NH4+-N值在0.058～0.343 mg/L,TP值0.0184～0.083 mg/L,在地表水标准Ⅰ类和Ⅱ类附近。因NH4+-N和TP浓度极低,在NH4+-N和TP的去除效能方面较难评估迂回流湿地和对照池的好差。（2）3种类型的人工湿地在相同季节对COD的去除差异不大,运行66 h后,夏季能达到COD地表水标准Ⅰ类,秋季能达到COD地表水标准Ⅱ～Ⅲ类;在总氮和硝氮去除上有所差异,去除效果由高到低依次为:高速迂回流+渗透>常规迂回流>迂回流+垂直流,高速迂回流+渗透运行模式对总氮和硝氮去除效果最佳,和湿地墙对水体的过滤作用有关。（3）从苏州某污水处理厂曝气反应池污水中筛选到一株好氧反硝化菌H21,通过16S rDNA序列分析并结合菌落形态观察,将H21鉴定为无色杆菌属（Achromobacter sp.）。从H21扩增出周质硝酸盐还原酶亚基基因（napA）。单因素实验表明H21好氧反硝化的最适温度为30℃,最佳C/N比为10,最佳转速为100 rpm,最佳初始pH为7～8,在最适条件下H21能去除75.9%的硝氮,73.3%的TN,具有较高的脱氮性能。（4）利用好氧反硝化细菌Achromobacter sp.H2l强化尾水脱氮,实验包括3个批次:未投加菌批次实验（P1）,投加菌强化人工湿地批次实验（P2）,定植批次实验（P3）。3个批次的人工湿地对COD的去除率P1 62.4%、P2 61.8%和P3 67.5%,TN的去除率P1 32.9%、P2 43.2%和P3 36.0%,NO3--N的去除率P1 31.4%、P2 45.2%和P3 38.6%。TN,NO3--N的去除能力上P2>P3>P1,表明投加好氧反硝化菌H21对人工湿地TN和硝氮的去除有一定的作用。通过高通量测序,可以得出在投加菌体后,水中微生物的菌群丰度最高,但其多样性却最低。基质中则无此规律。属相对丰度方面,水中Achromobacter sp.的相对丰度在P2批次投加后相对丰度值最大,P2结束后相对丰度值有所降低（约为50%）,P3结束后相对丰度值比P2结束时有所升高。基质中的Achromobacter sp.的相对丰度在P2开始时较高,在P2和P3结束时,依次降低,但保持在一定的值,表明Achromobacter sp.H21在强化尾水脱氮时,在水中和基质中有一定的抗冲击能力。
王优[6]（2020）在《基于BF-MBR工艺的高强度生活废水氮素转化与回用技术研究》文中研究指明对于密闭循环再生式受控生态生保系统（CELSS）中生活废水的处理而言,其主要目标是以最小的代价完成废水中水分及氮素等营养元素的回收利用,最大限度的降低工艺系统运行过程中外源物质的补给。理论和实践经验表明,经过改良后的特定生物处理技术是CELSS系统中生活废水处理的最优选择。但CELSS系统中的生活废水由于稀释比低,洗涤剂、尿液浓度高,其有机负荷、氮负荷均远高于常规生活污水,生物处理过程难度较大,易发生硝化不完全,亚硝酸盐积累问题,导致系统氮的回收利用率下降,会影响植物正常生长和人员健康;与此同时,如何降低处理过程剩余污泥产量、减少固液分离膜组件消耗、减少硝化过程碱度补给等物质消耗等,都需要统筹考虑,需要通过废水生物处理工艺的优化来提高废水处理过程中的氮素全程硝化效率,保证出水的循环回用要求,同时降低处理过程的物质消耗。基于此,本文针对CELSS中特征性生活废水（含卫生废水和尿液废水）的水质特点,设计并构建了厌氧、好氧两级BF-MBR工艺,完成CELSS特征性生活废水的微生物转化处理,以达到循环回用作植物营养液的水质要求。通过p H、水力停留时间、尿液强度对该工艺有机物去除及氮素转换效率的影响研究,获得该装置最佳的两组运行参数:（1）1/5尿液强度、HRT 2 d、p H6.4～6.5,该条件适用于处理后出水作为植物营养液的唯一或主要来源时的情况;（2）1/10尿液强度、HRT 1 d、p H 6.4～6.5,该条件适用于处理后出水作为植物营养液补充时的情况。系统最高可实现1/5尿液强度的生活废水的有效处理,完成其中94.3%的有机物去除以及90.6%的氮素转换;在1/10尿液和HRT为0.5 d条件下,系统获得最高硝化能力0.774 kg N（m3·d）-1,而在HRT为1 d条件系下,系统获得最高的全程硝化能力0.418 kg N（m3·d）-1,证明了本文所构建系统的硝化能力要高于常规的生物处理系统。探讨了p H和氨氮浓度对系统硝化过程的短期作用机制及其动力学参数,分别得出最适宜AOB、NOB活性表达的条件,即氨氮初始浓度为50 mg L-1体系和p H为6.6±0.1体系,此时,其氨氧化菌的最大比增长速率达1.203 d-1,亚硝酸盐氧化菌的最大比增长速率达0.48 d-1。试验将废水处理液作为植物营养主要来源开展植物栽培试验,以探讨BF-MBR工艺处理后的废水回用至植物营养液的可行性及回用模式,通过植物生长状态及植物产量等对比分析表明,补充磷元素和微量元素后的回用废水,可以满足心叶日中花和西芹两类作物的生长需求,植物可以有效地利用回用废水中的矿物质元素;且回用废水培养的心叶日中花表现出最佳的生长状态和植物产量,同时心叶日中花的钠盐吸收能力得以验证,这有望为CELSS系统中氯化钠提取和回收提供新途径。本文构建的两级BF-MBR工艺能很好地实现CELSS中特征性生活废水的有机物去除和氮素的有效转换,且处理后的出水可作为植物营养液直接回用于植物培养,研究结果可为CELSS中生活废水生物处理系统设计及其与植物培养系统间的匹配性设计提供有益借鉴。
郭静文[7]（2020）在《好氧反硝化细菌的筛选及菌藻联合对养殖废水的处理》文中提出我国水产养殖业的集约化管理和高密度养殖模式导致了目前养殖水环境的急速恶化,水体富营养化日渐严重,养殖动物病害问题频发。而用传统的物理、化学方法处理养殖废水会对养殖水体造成不可逆的伤害,所以探究新型生物处理养殖废水是水产养殖可持续发展的必由之路。益生菌可以有效改善养殖水体环境,维护养殖水体微生态平衡,还能在一定程度上促进水产动物的生长免疫,在水产养殖上得到广大学者以及养殖户的认可。本研究从淡水养殖池塘中分离出两株纯种菌株,分别为BB1和BB1-a。菌株BB1经16S rDNA系列比对和进化树分析结果显示两株菌均为假单胞属菌,分别命名为Pseudomonas sp.BB1,Pseudomonas sp.BB1-a。分别在假单胞菌BB1、假单胞菌BB1-a浓度为106CFU/mL的条件下养殖斑马鱼（Brachydanio rerio var）,结果显示在此浓度下的假单胞菌BB1和假单胞菌BB1-a对斑马鱼均无生物毒性。在不同温度（15℃,20℃,25℃,30℃,35℃）和pH（5,6,7,8）下培养假单胞菌BB1和假单胞菌BB1-a,结果显示,在p H为7,温度为25-30℃时,假单胞菌BB1能有效地去除养殖水体中高浓度的氨氮,对于氨氮去除率高达93%以上;在pH为7,培养温度为20℃时,假单胞菌BB1-a对于氨氮最高去除率为86.73%。随后选取海洋红酵母（Rhodotorula）、球红冬孢酵母菌（Rhodosporidium sphaercarpum）、假单胞菌BB1（Pseudomonas sp.BB1）、假单胞菌BB1-a（Pseudomonas sp.BB1-a）,筛选出以上四株菌单独培养时对于模拟养殖废水最佳接种浓度,结果显示,低浓度组（105 CFU/mL）海洋红酵母对于氨氮的去除率为34.04%,高浓度组（107 CFU/mL）海洋红酵母对于亚硝酸盐的去除率为49.9%.,中浓度组（106 CFU/mL）对于COD去除率为58.44%,考虑到经济性,在后续实验添加海洋红酵母的浓度为中浓度组106 CFU/mL;球红冬孢酵母菌中浓度组（106CFU/mL）对于氨氮、亚硝酸盐、COD的去除率最高,分别为48.98%,20.83%,74.3%;假单胞菌BB1中浓度（106 CFU/mL）对氨氮和COD去除率最高,分别是43.08%和65.79%,高浓度组（107 CFU/mL）对模拟养殖废水中亚硝酸盐去除率为45.49%,中浓度组（106 CFU/mL）对于亚硝酸盐的去除率为38.39%,选用中浓度组106CFU/mL来进行后续实验;假单胞BB1-a高浓度组（107 CFU/mL）对氨氮去除率最高,为31.85%,中浓度组（106 CFU/mL）对于氨氮的去除率为18.67%,中浓度组（106 CFU/mL）对亚硝酸盐和COD去除率最高,分别为3.59%和24.97%,选用中浓度组106CFU/mL来进行后续实验;四株菌对于模拟养殖废水中TP的去除均无明显效果。藻类可以通过光合作用吸收利用废水中的氮、磷等营养物质并释放出氧气,细菌利用氧气,吸收废水中营养物质并降解有机污染物。将藻类与细菌的能力结合起来,探究小球藻-细菌联合培养体系下不同接种比（藻菌比分别为1/1、1/3、1/5、3/1、5/1）对于模拟养殖废水中氮、磷等富营养物的吸收能力,以实现对废水的更高效处理。结果显示,海洋红酵母与小球藻联合培养时,菌藻之间对生长有互相促进作用;假单胞BB1与小球藻联合培养时,菌藻之间对生长有互相促进作用;当小球藻和海洋红酵母浓度比为1/1和3/1时,对于氨氮的最终去除率显着高于其余各组,小球藻和海洋红酵母浓度比为5/1时,在第72h时对于模拟养殖水中亚硝酸盐去除率最高,为86.93%,在第72h时对于模拟养殖水中TP去除率最高,为86.64%;小球藻和假单胞菌BB1浓度比为1/1时,对于氨氮和亚硝酸盐的最终去除率显着高于其余各组,小球藻和假单胞BB1浓度比为5/1时,在第72h时对于模拟养殖水中TP去除率最高,为87.81%。以上结果表明实验室所筛两株假单胞菌对于氨氮等水质指标均有良好去除效果,菌藻联合体系较菌、藻纯培养体系对于氨氮等养殖水体中的污染物有更好的去除效果,在水产养殖水质调控以及水产养殖中具有潜在的应用前景和经济价值。
李晓波[8]（2020）在《北方微污染水源水中氨氮的预处理去除技术研究》文中认为我国水源水稀缺的同时还存在着不同程度的污染问题。其中氨氮就是水源水污染中最常见的污染物之一。而且氨氮对水源水的污染还存在着季节性加剧的问题,这就使得季节性污染较明显的北方地区的氨氮污染情况更加显着。仅依靠常规的混凝沉淀过滤消毒的给水处理工艺对氨氮的去除非常有限,只能去除氨氮污染总量的百分之二十左右,难以满足存在季节性氨氮污染的北方地区的净化需求。所以在北方地区解决水源水中氨氮污染问题就更加的迫在眉睫和意义重大。为了解决北方地区的氨氮污染问题,本文拟通过建立一个以层次分析法为基础的评价体系,开展评价资料梳理和实施评价过程这三个环节对十一五和十二五“水污染控制与治理科技重大专项”中的BAF（曝气生物滤池）预处理-强化混凝技术,曝气生物滤池技术,季节性污染水源常规工艺强化处理技术,水源水高氨氮和冬季湿地对氨氮强化去除技术这四个已经成熟的水源水氨氮处理技术进行科学评价,评价出最适于北方地区微污染水源水的处理技术。最终各技术的得分依次为BAF预处理-强化混凝技术93.129分,曝气生物滤池技术95.975分,季节性污染水源常规工艺强化处理技术86.211分,水源水高氨氮和冬季湿地对氨氮强化去除技术89.135分。其中曝气生物滤池技术的评价结果最好,得分95.975分。所以曝气生物滤池技术在理论层面最适合作为北方微污染水源水的处理技术。然后对评价出的曝气生物滤池技术进行单级变双极的结构上调整与改进,并在不同温度,不同pH值,不同气水比,不同水力负荷条件下运行单级和双级曝气生物滤池,得到两者的最佳运行参数均为温度26-30℃,pH 7.1-8.0,气水比1.0:1.0,水力负荷4m3/m2·h。反冲洗后16h和24h分别对氨氮和高锰酸盐指数的去除效果恢复到反冲洗前水平。并根据两者的运行效果比较,确立反应器的最终形式为双极曝气生物滤池。最后分别在低温、常温和温度过渡期下以双级和最佳参数运行反应器,考察反应器运行效能。常温下对氨氮和有机物的去除效果都比较稳定,分别保持在80%和30%以上。下层滤料对去除率的贡献更大。在低温期,对氨氮和有机物的去处效果则减退明显。且下层滤料对去除率的贡献有所下降。在温度过渡期反应器对氨氮的净化效果现实随温度降低,然后当微生物适应低温后,开始有所回升。
伍乾辉[9]（2020）在《益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究》文中研究表明沿海海水养殖产业快速发展的同时,海水养殖废水大量排放,造成沿海海洋环境富营养化程度加剧,严重制约海水养殖业绿色健康的可持续发展。含碳有机物、氨氮、亚硝酸盐等污染物是造成海水养殖水体恶化的主要因素,因此控制海水养殖水体中主要污染物的浓度,提高海水使用率,减少养殖废水外排对海水养殖业的进一步发展至关重要。微生物不仅能利用水体中的有机碳和氨氮、亚硝酸盐等物质完成自身增殖,达到去除净化养殖水体中污染物的效果,还具有抑制病原微生物生长,促进养殖生物生长、提高其免疫力等作用。本研究旨在探究海水养殖废水直排对邻域海水微生物多样性的影响,并从养殖水体中分离筛选对养殖水体主要污染物有降解能力的优质菌株,能有效净化养殖废水中主要污染物的含量,提高养殖水的使用率,并对养殖生物有一定益生作用。主要研究结果如下:（1）对东寨港海水养殖池及邻域水体中微生物的群落结构和多样性进行分析发现,各地样品中的微生物群落的优势门较相似,细菌优势门包括Proteobacteria、Cyanobacteria、Bacteroidetes和Actinobacteria,真菌优势门包括Ascomycota、Basidiomycota、Mortierellomycota和Rozellomycota。但每个环境中都存在独有的物种。此外,南美白对虾（Penaeus vannamei）养殖池中的微生物群落物种丰度和多样性都低于其它区域,但Halioglobus、Owenweeksia和RS62＿marine＿group等细菌属相对其他区域表现出较高的相对丰度。微生物群落的组成和多样性主要受到pH、NH4+-N、COD（Chemical Oxygen Demand,化学需氧量）和TN等环境因子的影响。研究结果表明,随着海水养殖水体的排放在港内不同区域中扩散,对邻域海水环境中微生物群落多样性和组成产生影响。（2）从东寨港南美白对虾养殖池中分离得到四株优质土着微生物菌种,分别为两株COD去除菌DZG-E3、DZG-F1,一株异养氨氧化菌DZG-N1和一株异养亚硝酸盐去除菌DZG-N1,经16S rRNA基因测序鉴定分别确定为:Acinetobacter sp.DZG-E3、Bacillus sp.DZG-F1、Acinetobacter sp.DZG-N1、Bacillus sp.DZG-A1。（3）选择椰丝纤维、海藻酸钠制备微生物固定化材料。椰丝纤维采用溶胶凝胶法改性,通过提高疏水性来固定微生物菌株。三种微生物固定化材料都表现出较好的固菌能力,改性椰丝纤维对试验所用的四株菌株的固定效果最佳,经改性椰丝纤维固定后的四株菌株生长量显着高于其它两种材料。（4）为短期内考察益生菌净化水质的能力,设置模拟南美白对虾养殖池和生物滤盒,并在生物滤盒中添加改性椰丝纤维固定的四株微生物菌株。经过16 d试验,DZG-E3对养殖水质的调控能力最佳;DZG-F1在试验前期对NH4+-N浓度的增长有较好的控制效果。DZG-N1对养殖水中的NO2--N浓度控制效果最佳,0-10 d时增长速率为0.071 mg/L/d;DZG-A1具有降低养殖水体中的NO3--N能力,在前期能很好的维持水质稳定。南美白对虾较初始养殖时生长良好,虾体体长与初始值相比,增长量达5倍以上。实验组的对虾存活率均高于对照组,其中F1组的对虾存活率最高,为92±4%。实验结果表明:投加菌株能净化养殖水体中的含碳有机物、氨氮、亚硝酸盐等污染物,能维持养殖水质的稳定,具有提高养殖过程中南美白对虾的成活率、促进南美白对虾生长的作用。（5）根据试验菌株的特点及其相互作用、对养殖水污染物的净化能力设计不同的菌种组合成两组复合菌:A（DZG-E3+DZG-N1）和B（DZG-F1+DZG-A1）,分别固定后投加于模拟南美白对虾养殖池的生物滤盒中。两组复合菌养殖水体中的污染物具有一定的净化效果,能减缓养殖水体中各污染物质的积累,效果最佳的是B组,对养殖水体中的COD、NO2--N具有更好的净化效果。复合菌的污染物净化能力与单菌试验相比较有明显的提高,且对养殖过程中南美白对虾的成活率有所提高,与对照组相比,对虾成活率提高了10-12%。
董甜姿[10]（2020）在《地下水中氮—磺胺类抗生素的微生物净化机理及技术研究》文中认为随着农业的快速发展,农田施用化肥产生的地下水氮污染问题普遍存在。规模化畜禽养殖产生的大量畜禽粪便和抗生素复合肥作为肥料施用于农田,使其携带的抗生素类物质进入农作业区地下水环境中,导致农作业区地下水环境中存在氮-抗生素复合问题。此外,畜禽和水产养殖的排泄物以及医药、污水厂废水的排放,往往也造成地下水中氮-抗生素复合问题,对生态环境和人类健康造成威胁。本论文跟踪领域内研究动态和发展趋势,进行地下水中氮-磺胺类抗生素的微生物净化机理及技术研究,为国家和地方农作业区地下水环境质量管控和污染修复提供科学依据。通过论文研究,主要得到以下结论:（1）氮降解菌和磺胺类抗生素降解菌以菌株数1:1组成的复合菌作用效果最佳。在36h-84h间能够快速生长,最大比生长速率为0.18h-1。复合菌菌群主要由Pseudomonas、Serratia、Morococcus、Methylobacterium、Alistipes、Rothia组成,占95%以上,其中Pseudomonas占比达到61.81%。复合菌在进行氮和磺胺类抗生素的去除时,C/N不易大于8。在中性水体中,脱氮与降解磺胺类抗生素的效果最佳。NH4+-N的去除率随着DO浓度的升高而升高。对于NO2--N的去除,随着DO浓度的增加,去除率增加,但是总体变化趋势并不显着。对于NO3--N的去除,在DO浓度小于2.0 mg/L时,去除率变化不明显。DO浓度对磺胺类抗生素的降解无明显影响。该菌不适用于温度高于30℃的环境。低浓度的Ca2+、Mg2+、Fe2+、Mn2+对降解菌降解―三氮‖和磺胺类抗生素具有促进作用,高浓度的Ca2+、Mg2+、Fe2+、Mn2+对降解菌降解―三氮‖和磺胺类抗生素具有抑制作用。高浓度的SO42-对NH4+-N、NO2--N和磺胺类抗生素的去除具有抑制作用。（2）加入ST、SM、SM2、SMX后,浓度为0.5mg/L时,氮降解菌除氮效果降低并不明显。其影响的大小顺序为SMX>SM2>SM>ST。加入NH4+-N、NO2--N、NO3--N后,磺胺类抗生素降解菌对磺胺类抗生素的降解效果增强。NH4+-N的促进效果最好,而NO2--N与NO3--N的效果相差不大。复合菌对于ST的去除,去除率与―三氮‖的去除率和脱氢酶活性均呈普通正相关。对于SM、SM2、SMX的去除,去除率与NH4+-N的去除率呈显着正相关、与NO2--N、NO3--N的去除率和脱氢酶活性均呈普通正相关。（3）复合菌净化氮-磺胺类抗生素主要为降解和表面吸附两种作用,其主要作用是酶的降解,氮和磺胺类抗生素酶的降解率顺序为胞内酶﹥胞外酶﹥膜周酶。最为显着的作用为体内摄取后的胞内酶降解。对于除氮,主要的酶为羟胺氧化酶、亚硝酸盐还原酶、硝酸盐还原酶等,均为胞内酶。磺胺类抗生素的降解,同样以胞内酶的作用为主。另外,不同的酶对应着不同的基因。对于微生物的菌群结构分析发现,氮降解菌、磺胺类抗生素降解菌和复合菌的OTU数目分别为811O TUs、1017 OTUs、1049 OTUs,而313个OTU是三个样品微生物群落所共有的。复合菌与氮降解菌的样本最为相似,其次为复合菌与磺胺类抗生素降解菌的样本,氮降解菌和磺胺类抗生素降解菌样本间的距离较远,相似情况最差。（4）载体材料火山渣的破碎率与磨损率之和、含泥量、盐酸可溶率及吸水率均符合《中华人民共和国城镇建设行业标准（CJ/T 299-2008）》。火山渣材料的电荷零点在pH值为5.4附近。当溶液pH值大于5.4时,火山渣表面带负电荷,当溶液pH值小于5.4时,火山渣表面带正电荷。火山渣表面具有蜂窝状结构,具有较多大而疏松的孔隙,且其化学性质稳定,粒径较小,具有较大的比表面积,因此可以作为载体材料,将微生物固定。复合材料的最佳固定化条件为接种量3-5%,固定时间48h,振荡速度100 r/min,固液比1:15（g:mL）。复合材料对氮和磺胺类抗生素均具有良好的去除效果。（5）复合材料模拟渗流柱对复合水体的净化效果实验中,除氮的效果为NH4+-N>NO2--N>NO3--N,处理磺胺类抗生素时的效果为ST>SM>SM2>SMX,微生物强化方法在岩性介质中去除氮-磺胺类抗生素模拟研究发现,随着时间的增加,氮、磺胺类抗生素的浓度均逐渐升高,最先检出的为NO3--N,在一定时间后,氮和磺胺类抗生素均穿透微型模拟柱,实验条件下的穿透时间为ST>SM>SM2>SMX>NH4+-N>NO2--N>NO3--N。穿透时间与去除率呈现正相关关系。进行降解菌原位注入去除目标物的模拟研究,降解菌的注入对注入井周围以及顺地下水流的方向产生了较大影响,降解了大部分的目标物,起到了较好的效果。在实际应用于其它的场地时,可以根据不同场地的实际情况,进行具体设计。
二、水中亚硝酸盐净化处理研究进展（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、水中亚硝酸盐净化处理研究进展（论文提纲范文）
（1）人工湿地净化海水养殖尾水水力条件优化及氮迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 人工湿地概况 |
| 1.1.1 人工湿地的定义 |
| 1.1.2 人工湿地的分类 |
| 1.1.3 人工湿地氮的迁移转化 |
| 1.1.4 脱氮机制 |
| 1.2 同位素定量分析 |
| 1.2.1 同位素概述 |
| 1.2.2 氮稳定同位素技术及其应用现状 |
| 1.2.3 氮稳定同位素应用于人工湿地氮循环研究 |
| 1.3 人工湿地微生物多样性研究现状 |
| 1.4 研究目的、意义与内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 青岛市养殖尾水水质特征分析 |
| 2.1 青岛市水产养殖现状 |
| 2.2 青岛水产养殖尾水水质特征 |
| 第三章 海水人工湿地水力条件优化 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 植物的风险防控 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 水质参数与测定方法 |
| 3.3.1 水质参数 |
| 3.3.2 测定方法和数据分析 |
| 3.4 实验结果与分析 |
| 3.4.1 不同水力负荷和进水量COD去除效果比较 |
| 3.4.2 不同水力负荷和进水量NH_4~+-N去除效果比较 |
| 3.4.3 不同水力负荷和进水量NO_2~--N去除效果比较 |
| 3.4.4 不同水力负荷和进水量NO_3~--N去除效果比较 |
| 3.4.5 不同水力负荷和进水量TN去除效果比较 |
| 3.4.6 不同水力负荷和进水量TP去除效果比较 |
| 3.5 养殖状况分析 |
| 第四章 基于稳定同位素的氮迁移转化过程分析 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 数据处理与分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 海水人工湿地系统NO_3~--N去除效果 |
| 4.4.2 海水人工湿地基质δ~(15)N值变化趋势 |
| 4.4.3 人工湿地~(15)N同位素的绝对丰度质量 |
| 4.4.4 各组分在海水人工湿地系统脱氮中的贡献 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 微生物群落信息探究 |
| 5.1 实验装置 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 取样与预处理方法 |
| 5.2.2 测定方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 微生物群落丰富度和多样性分析 |
| 5.3.2 样本差异性分析和聚类分析 |
| 5.3.3 微生物群落结构 |
| 5.3.4 脱氮功能细菌研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（2）人工湿地填料火山岩对氮的深度去除特征及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 氮循环 |
| 1.2 我国水体氮污染状况 |
| 1.3 人工湿地对氮的深度去除 |
| 1.3.1 人工湿地组成 |
| 1.3.2 人工湿地对氮的深度去除途径及机理 |
| 1.3.3 人工湿地填料的研究现状 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 火山岩对氨氮的吸附特性实验材料 |
| 2.1.2 模拟人工湿地填料系统实验材料 |
| 2.2 实验方案 |
| 2.2.1 火山岩对氨氮的吸附特性及评价 |
| 2.2.2 模拟人工湿地 |
| 2.2.3 表征 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 实验监测指标及分析方法 |
| 2.4.1 实验试剂与仪器 |
| 2.4.2 各指标分析方法 |
| 2.4.3 各指标计算方法及原理 |
| 3 火山岩对氨氮的吸附特性及评价 |
| 3.1 火山岩对氨氮的吸附特性 |
| 3.1.1 火山岩的吸附动力学特征 |
| 3.1.2 固液比的影响 |
| 3.1.3 初始浓度的影响 |
| 3.1.4 火山岩的等温吸附特征 |
| 3.1.5 解吸及循环吸附 |
| 3.2 火山岩对氨氮吸附特性的综合评价 |
| 3.2.1 模型介绍与选取 |
| 3.2.2 模型建立与求解 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 火山岩模拟人工湿地填料系统脱氮除磷的应用特征 |
| 4.1 模拟人工湿地填料系统对氮的去除特征 |
| 4.1.1 单一填料系统对氮的去除特征 |
| 4.1.2 组合填料系统对氮的去除特征 |
| 4.2 模拟人工湿地填料系统对磷的去除特征 |
| 4.2.1 单一填料系统对磷的去除特征 |
| 4.2.2 组合填料系统对磷的去除特征 |
| 4.3 火山岩填料系统对理化指标的影响 |
| 4.3.1 DO的变化 |
| 4.3.2 p H的变化 |
| 4.4 温度及各监测指标间的相互影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 模拟人工湿地对氮的转化及填料的表征 |
| 5.1 模拟人工湿地对氮的转化 |
| 5.1.1 模拟人工湿地系统中氮的形态占比 |
| 5.1.2 模拟人工湿地填料系统中氮的平均转化速率 |
| 5.2 填料的表征 |
| 5.2.1 XRD |
| 5.2.2 SEM |
| 5.2.3 OM |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读期间的研究成果 |
（3）淡水石斑鱼（Cichlasoma managuense）循环水养殖技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水产养殖业的发展与废水对环境的污染 |
| 1.2 循环水养殖系统的研究进展及介绍 |
| 1.3 工厂化循环水养殖系统的组成 |
| 1.4 生物滤池在循环水养殖水处理中的应用 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 淡水石斑鱼循环水养殖系统的设计 |
| 2.1 淡水石斑鱼循环水养殖系统的设计 |
| 2.2 讨论 |
| 3 工厂化循环水养殖淡水石斑鱼生长特性与水质指标研究 |
| 3.1 仪器与材料 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.4 讨论 |
| 4 循环水养殖系统三级生物滤池运行效果分析 |
| 4.1 仪器与材料 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.4 讨论 |
| 5 生物滤池微生物群落多样性分析 |
| 5.1 仪器与材料 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.4 讨论 |
| 6 研究结果与展望 |
| 6.1 研究结果 |
| 6.2 主要创新 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 尾水深度处理技术 |
| 1.3 人工湿地研究和应用概况 |
| 1.3.1 湿地生态学研究进展 |
| 1.3.2 人工湿地的发展历程 |
| 1.3.3 人工湿地分类 |
| 1.3.4 人工湿地处理城镇污水厂尾水现状 |
| 1.3.5 人工湿地脱氮途径与影响因素 |
| 1.4 人工湿地微生物多样性 |
| 1.5 人工湿地氮转化功能基因 |
| 1.6 研究目的及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 创新点 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 研究方法与材料 |
| 2.1 水平潜流人工湿地模拟系统的构建 |
| 2.2 水平潜流人工湿地模拟系统的启动 |
| 2.3 仪器及试剂 |
| 2.4 水质指标监测 |
| 2.5 微生物处理与分析 |
| 2.5.1 微生物样品采集 |
| 2.5.2 生物膜样品预处理 |
| 2.5.3 基因组总DNA的提取与纯化 |
| 2.5.4 聚合酶链式反应 |
| 2.5.5 荧光定量PCR |
| 2.5.6 高通量测序 |
| 2.5.7 氮转化菌群和功能基因间的生态联结性分析 |
| 第3章 水力负荷对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 水质指标分析 |
| 3.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 3.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 3.4 微生物群落结构 |
| 3.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 3.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 3.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 3.4.4 分子生态网络分析 |
| 3.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 3.6 氮转化过程生态联结性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 C/N对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 水质指标分析 |
| 4.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 4.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 4.4 微生物群落结构 |
| 4.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 4.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 4.4.4 分子生态网络分析 |
| 4.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 4.6 功能基因组的生态连接性 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 间歇曝气对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.3 水质指标分析 |
| 5.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 5.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化（累积）速率 |
| 5.4 微生物群落结构 |
| 5.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 5.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 5.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 5.4.4 分子生态网络分析 |
| 5.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 5.6 氮转化过程生态联结性 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 温度对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验方法 |
| 6.3 水质指标分析 |
| 6.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 6.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 6.4 微生物群落结构 |
| 6.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 6.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 6.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 6.4.4 分子生态网络分析 |
| 6.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 6.6 氮转化过程生态联结性 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 水平潜流人工湿地应用实践 |
| 7.1 项目背景 |
| 7.2 工程意义 |
| 7.3 设计原则 |
| 7.4 工程设计 |
| 7.4.1 工程选址 |
| 7.4.2 设计进出水水质 |
| 7.4.3 设计方案 |
| 7.4.4 工艺设计 |
| 7.5 运行效果 |
| 7.6 讨论 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及专利情况 |
| 在学期间省级获奖情况 |
（5）迂回流湿地对污水处理厂尾水深度处理及好氧反硝化菌强化脱氮的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 符号与缩略语说明 |
| 第一章 综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水厂尾水排放及处理 |
| 1.3 常见的污水厂尾水深度处理的技术 |
| 1.3.1 物理化学法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.4 人工湿地的研究概述 |
| 1.4.1 人工湿地的分类 |
| 1.4.2 人工湿地去除常规污染物的机理 |
| 1.4.3 人工湿地在污水厂尾水处理中的研究 |
| 1.5 好氧反硝化技术研究进展 |
| 1.5.1 微生物脱氮 |
| 1.5.2 好氧反硝化菌的分类 |
| 1.5.3 好氧反硝化的反应机理 |
| 1.5.4 好氧反硝化的影响因素 |
| 1.5.5 好氧反硝化菌强化技术 |
| 1.6 研究的目的意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 不同类型的迂回流湿地对常规污染物的去除 |
| 2.1 人工湿地设计及试验材料 |
| 2.1.1 常规迂回流人工湿地的设计 |
| 2.1.2 迂回流+垂直流运行模式人工湿地的设计 |
| 2.1.3 高速迂回流+渗透运行模式人工湿地的设计 |
| 2.1.4 基质 |
| 2.1.5 植物 |
| 2.1.6 中试实验用水 |
| 2.2 人工湿地的运行 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 仪器与试剂 |
| 2.3.2 检测与分析方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 常规迂回流湿地对尾水净化能力的研究 |
| 2.4.2 迂回流+垂直流运行对尾水净化能力的研究 |
| 2.4.3 高速迂回流+渗透运行对尾水净化能力的研究 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 好氧反硝化菌的筛选、鉴定及特性研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 微生物来源 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 试验仪器 |
| 3.1.4 分离菌株 |
| 3.1.5 16S rDNA的PCR扩增、测序和系统发育分析 |
| 3.1.6 周质硝酸盐还原酶亚基基因(napA)的扩增 |
| 3.1.7 生长曲线 |
| 3.1.8 单因素实验 |
| 3.1.9 检测与分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 好氧反硝化细菌的分离与鉴定 |
| 3.2.2 周质硝酸盐还原酶亚基基因(napA)的扩增 |
| 3.2.3 生长曲线 |
| 3.2.4 温度对好氧反硝化菌去除部分常规污染物的影响 |
| 3.2.5 pH对好氧反硝化菌去除部分常规污染物的影响 |
| 3.2.6 转速对好氧反硝化菌去除部分常规污染物的影响 |
| 3.2.7 C/N比对好氧反硝化菌去除部分常规污染物的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 好氧反硝化菌强化迂回流人工湿地脱氮研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验装置 |
| 4.1.2 试验用水 |
| 4.1.3 菌剂来源 |
| 4.1.4 试验方法 |
| 4.1.5 检测与分析方法 |
| 4.2 高通量测序 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 P1、P2和P3批次对COD的去除效果 |
| 4.3.2 P1、P2和P3批次对NO_(3~-)-N的去除效果 |
| 4.3.3 P1、P2和P3批次对TN的去除效果 |
| 4.3.4 P1、P2和P3批次对NH_4~+-N和TP的去除效果 |
| 4.3.5 通过Illumina MiSeq平台对湿地水和基质中的微生物群落的分析 |
| 4.3.6 微生物属水平多样性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论及展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（6）基于BF-MBR工艺的高强度生活废水氮素转化与回用技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 尿液处理与回用技术研究 |
| 1.2.1 热处理技术 |
| 1.2.2 离子交换技术 |
| 1.2.3 膜分离技术 |
| 1.2.4 催化技术 |
| 1.3 CELSS中生活废水处理技术研究 |
| 1.3.1 BIOS系列 |
| 1.3.2 Biosphere2 |
| 1.3.3 月宫一号 |
| 1.3.4 “绿航星际”4人180天试验 |
| 1.4 MBR组合工艺氮素转化技术的研究进展 |
| 1.4.1 MBR工艺特点 |
| 1.4.2 MBR工艺氮素转换研究 |
| 1.4.3 BF-MBR工艺适用性分析 |
| 1.5 课题研究目的、内容及意义 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 课题研究意义 |
| 第2章 试验设计与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.1.1 CELSS特征性生活废水 |
| 2.1.2 废水处理装置 |
| 2.1.3 植物栽培装置 |
| 2.1.4 技术路线 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 水质分析方法 |
| 2.2.2 微生物分析方法 |
| 2.2.3 植物样品分析方法 |
| 第3章 BF-MBR反应器驯化试验研究 |
| 引言 |
| 3.1 反应器启动 |
| 3.2 厌氧BF-MBR驯化试验结果 |
| 3.2.1 氮素变化情况 |
| 3.2.2 碳素变化情况 |
| 3.3 好氧BF-MBR驯化试验结果 |
| 3.3.1 氮素变化情况 |
| 3.3.2 碳素变化情况 |
| 3.4 微生物驯化结果分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 两级BF-MBR处理高强度生活废水工艺参数优化 |
| 引言 |
| 4.1 pH水平对系统效能的影响试验研究 |
| 4.1.1 厌氧效能维持情况 |
| 4.1.2 pH对好氧效能的影响 |
| 4.1.3 好氧系统中FA、FNA的变化 |
| 4.2 HRT水平对系统效能的试验研究 |
| 4.2.1 HRT对厌氧效能的影响 |
| 4.2.2 HRT对好氧效能的影响 |
| 4.2.3 HRT对 FA、FNA的影响 |
| 4.3 尿液强度水平对系统效能的试验研究 |
| 4.3.1 尿液强度对厌氧性能的影响 |
| 4.3.2 尿液强度对好氧性能的影响 |
| 4.3.3 尿液强度水平对FA、FNA的影响 |
| 4.4 工艺对系统特征性有机物去除能力 |
| 4.4.1 表面活性剂 |
| 4.4.2 挥发性有机物 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 BF-MBR硝化过程关键因素作用机理研究 |
| 引言 |
| 5.1 pH作用机理 |
| 5.1.1 试验设计 |
| 5.1.2 试验结果分析 |
| 5.1.3 动力学参数的确定 |
| 5.2 氨氮水平作用机理 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 试验结果分析 |
| 5.2.3 动力学参数的确定 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 生活废水回用植物营养液可行性研究 |
| 引言 |
| 6.1 试验设计 |
| 6.2 植物生长过程及表观状态 |
| 6.3 营养元素供应与控制情况 |
| 6.3.1 pH与电导率 |
| 6.3.2 大量元素 |
| 6.3.3 微量元素 |
| 6.4 植物产量及可行性评估 |
| 6.4.1 植物产量 |
| 6.4.2 营养元素的吸收 |
| 6.5 本章小结 |
| 总结与展望 |
| 总结 |
| 创新和特色之处 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间取得的成果 |
（7）好氧反硝化细菌的筛选及菌藻联合对养殖废水的处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 我国水产养殖现状及面临问题 |
| 1.1.2 养殖水体主要污染及危害 |
| 1.2 微生物制剂简介及其在水产养殖中的应用 |
| 1.2.1 微生物处理方法及原理介绍 |
| 1.2.2 菌藻共生在水产养殖中的应用 |
| 1.3 本课题研究目的及意义 |
| 1.4 研究技术路线与方法 |
| 第二章 好氧反硝化细菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 样品来源 |
| 2.2.2 培养基、试剂耗材和仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 菌株分离及纯化 |
| 2.3.2 脱氮性能菌株的初筛 |
| 2.3.3 菌株16SrDNA分子鉴定 |
| 2.3.4 菌株保存与活化 |
| 2.4 结果 |
| 2.4.1 脱氮菌株的初步筛选 |
| 2.4.2 16SrDNA鉴定及其同源性分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 两株假单胞菌生物安全性检测及生长条件优化 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验菌株与动物 |
| 3.2.2 培养基、试剂耗材和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 两株假单胞菌生物安全性检测 |
| 3.3.2 条件优化 |
| 3.4 结果 |
| 3.4.1 两株假单胞菌生物安全性检测 |
| 3.4.2 假单胞菌BB1在不同温度与pH时生长曲线的测定 |
| 3.4.3 假单胞菌BB1在不同温度与pH时对氨氮的去除率 |
| 3.4.4 假单胞菌BB1-a在不同温度与pH时生长曲线的测定 |
| 3.4.5 假单胞菌BB1-a在不同温度与pH时对氨氮的去除率 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 不同浓度菌株对模拟养殖废水去除效果的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验用菌 |
| 4.2.2 试剂耗材、仪器和培养基 |
| 4.2.3 分析方法与指标测定 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 不同浓度下对模拟养殖废水中氨氮的去除率 |
| 4.3.2 不同浓度下对模拟养殖废水中亚硝酸盐的去除率 |
| 4.3.3 不同浓度下对模拟养殖废水中TP的去除率 |
| 4.3.4 不同浓度下对模拟养殖废水中COD的去除率 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 菌藻联合培养对模拟养殖废水的净化效果 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验用菌 |
| 5.2.2 实验用藻培养方法 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 海洋红酵母菌和小球藻共同培养拮抗、协同作用探究 |
| 5.3.2 假单胞菌BB1和小球藻拮抗、协同作用探究 |
| 5.3.3 菌藻混合培养对模拟养殖废水中氨氮的去除效果 |
| 5.3.4 菌藻混合培养对模拟养殖废水中亚硝酸盐的去除效果 |
| 5.3.5 菌藻混合培养对模拟养殖废水中COD的去除效果 |
| 5.3.6 菌藻混合培养对模拟养殖废水中 TP 的去除效果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（8）北方微污染水源水中氨氮的预处理去除技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 水源水中的氨氮污染 |
| 1.2.1 水源水中氨氮的来源与存在形式 |
| 1.2.2 水源水中氨氮污染状况与危害 |
| 1.3 水源水氨氮预处理现状及分析 |
| 1.3.1 化学氧化法预处理氨氮研究现状 |
| 1.3.2 物理法预处理氨氮研究现状 |
| 1.3.3 生物法预处理氨氮研究现状 |
| 1.3.4 物化法-生物法联用预处理氨氮研究现状 |
| 1.4 BAF工艺原理与在水源水氨氮预处理中的应用 |
| 1.4.1 BAF工艺的原理与典型的工艺形式 |
| 1.4.2 BAF工艺的特性 |
| 1.4.3 BAF工艺在水源水氨氮预处理中的应用 |
| 1.5 课题研究的意义和内容 |
| 1.5.1 课题研究的意义和目的 |
| 1.5.2 课题研究的主要内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.2 氨氮和COD(cr)测定等实验方法 |
| 2.2.1 氨氮的测定 |
| 2.2.2 温度和溶解氧等水质指标的测定 |
| 2.2.3 COD(cr)和高锰酸盐指数的测定 |
| 2.2.4 亚硝酸盐氮的测定 |
| 2.2.5 层次分析法 |
| 2.3 实验中的实验水质和实验装置 |
| 2.3.1 氨氮等指标在实验水质中的浓度 |
| 2.3.2 氨氮预处理实验的实验装置 |
| 第3章 技术评价与筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 技术评价体系的建立 |
| 3.2.1 评价指标 |
| 3.2.2 评价步骤 |
| 3.3 技术评价资料的梳理与调研 |
| 3.3.1 梳理与调研的内容 |
| 3.3.1.1 综合调研 |
| 3.3.1.2 专项调查 |
| 3.3.1.3 单项解析 |
| 3.3.2 梳理与调研的步骤 |
| 3.4 技术评价工作的开展 |
| 3.4.1 专家权重赋值 |
| 3.4.2 BAF预处理-强化混凝技术的评价结果 |
| 3.4.3 曝气生物滤池技术的评价结果 |
| 3.4.4 季节性污染水源常规工艺强化处理技术的评价结果 |
| 3.4.5 水源水高氨氮和冬季湿地对氨氮强化去除技术的评价结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同结构BAF的影响因素和效能分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 单级和双极BAF的启动 |
| 4.2.1 BAF启动方式的选择 |
| 4.2.2 BAF启动过程的分析与研究 |
| 4.3 温度对单级和双极BAF效果的影响 |
| 4.3.1 对氨氮去除效果的影响 |
| 4.3.2 对亚硝酸盐氮去除效果的影响 |
| 4.3.3 对高锰酸盐指数去除效果的影响 |
| 4.4 pH对单级和双极BAF效果的影响 |
| 4.4.1 对氨氮去除效果的影响 |
| 4.4.2 对高锰酸盐指数去除效果的影响 |
| 4.5 溶解氧对单级和双极BAF效果的影响 |
| 4.5.1 对氨氮去除效果的影响 |
| 4.5.2 对高锰酸盐指数去除效果的影响 |
| 4.6 水力负荷对单级和双极BAF效果的影响 |
| 4.6.1 对氨氮去除效果的影响 |
| 4.6.2 对高锰酸盐指数去除效果的影响 |
| 4.6.3 对锰去除效果的影响 |
| 4.7 反冲洗对单级和双极BAF效果的影响 |
| 4.7.1 对氨氮去除效果的影响 |
| 4.7.2 对高锰酸盐指数去除效果的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 双级BAF运行效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 双极BAF在常温下运行的去除效果 |
| 5.2.1 对氨氮的去除效果 |
| 5.2.2 对高锰酸盐指数的去除效果 |
| 5.3 双极BAF在低温下运行的去除效果 |
| 5.3.1 对氨氮的去除效果 |
| 5.3.2 对高锰酸盐指数的去除效果 |
| 5.4 双级BAF在温度过渡期对氨氮的去除效果 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 海水养殖产业现状 |
| 1.1.2 海水养殖废水水质特征 |
| 1.1.3 海水养殖废水的危害 |
| 1.2 海水养殖水体处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 益生菌在水产养殖中的应用 |
| 1.3.1 益生菌在水产养殖中的作用 |
| 1.3.2 益生菌的来源 |
| 1.3.3 益生菌的应用 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 吸附法 |
| 1.4.2 交联法 |
| 1.4.3 包埋法 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究所需的仪器和试剂 |
| 2.1.1 试验仪器 |
| 2.1.2 试验试剂与材料 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 东寨港海水养殖微生物多样性 |
| 2.2.2 海南省高位池主要污染物降解菌的分离水样的 |
| 2.3 海水养殖废水直排对邻近海域微生物多样性影响 |
| 2.3.1 海水理化性质的测定 |
| 2.3.2 DNA提取和测序 |
| 2.3.3 16S基因序列分析 |
| 2.4 高位池主要污染物去除菌的富集驯化和分离筛选 |
| 2.4.1 培养基及模拟海水养殖废水的配制 |
| 2.4.2 目的菌株的富集培养 |
| 2.4.3 菌株的分离筛选 |
| 2.4.4 目的菌株的鉴定 |
| 2.5 微生物固定化材料的制备 |
| 2.5.1 海藻酸钠微球的制备 |
| 2.5.2 椰丝纤维制备及改性 |
| 2.5.3 固定化材料对细菌的固定化效果试验 |
| 2.6 单菌及复合菌在模拟对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.6.1 模拟南美白对虾养殖池 |
| 2.6.2 单菌在模拟南美白对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.6.3 复合菌在模拟南美白对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.7 水质理化性质分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 海水养殖废水直排对邻近海域细菌多样性影响 |
| 3.1.1 细菌群落的alpha多样性 |
| 3.1.2 不同水样中细菌群落的组成 |
| 3.2 海水养殖废水直排对邻近海域真菌多样性影响 |
| 3.2.1 真菌群落的Alpha多样性 |
| 3.2.2 不同水样中真菌群落的差异 |
| 3.3 高位池主要污染物去除菌的富集驯化和分离筛选 |
| 3.3.1 COD去除菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.3.2 异养氨氧化细菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.3.3 异养亚硝酸盐去除菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.4 微生物固定化材料的选择、单菌和复合菌的污染物净化能力评价 |
| 3.4.1 微生物固定化材料的制备及选择 |
| 3.4.2 在模拟南美白对虾养殖循环水中单菌的污染物净化能力评价 |
| 3.4.3 在模拟南美白对虾养殖循环水中复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4 讨论 |
| 4.1 海水养殖池及邻近海域微生物多样性和群落组成研究 |
| 4.2 在海水养殖废水处理中微生物的作用 |
| 4.3 微生物固定化材料对微生物生长增殖的作用 |
| 4.4 在模拟南美白对虾养殖中单菌和复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.1 在模拟南美白对虾养殖中单菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.2 在模拟南美白对虾养殖中复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.3 微生物处理技术的实践应用前景 |
| 5 结论 |
| 6 主要创新点及研究展望 |
| 6.1 主要创新点 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（10）地下水中氮—磺胺类抗生素的微生物净化机理及技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 “三氮”和磺胺类抗生素的污染特性及危害 |
| 1.3 地下水中“三氮”和磺胺类抗生素的污染现状 |
| 1.4 地下水中“三氮”的净化方法研究现状 |
| 1.5 地下水中磺胺类抗生素的净化方法研究现状 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 主要研究内容 |
| 1.8 创新点 |
| 1.9 技术路线 |
| 第2章 研究区概况与样品采集测试 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 水文、气象条件 |
| 2.1.3 地质、水文地质概况 |
| 2.1.4 地下水化学与质量 |
| 2.2 样品采集测试 |
| 2.2.1 采样点位置选择 |
| 2.2.2 样品采集与保存 |
| 2.2.3 样品检测方法 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 复合菌净化地下水中氮-磺胺类抗生素作用特性研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 主要仪器设备和试剂 |
| 3.1.2“三氮”降解菌筛选 |
| 3.1.3 磺胺类抗生素降解菌筛选 |
| 3.1.4 复合菌的制备 |
| 3.1.5 复合菌的生长规律 |
| 3.1.6 复合菌的作用效果 |
| 3.1.7 降解菌特性 |
| 3.1.8 复合菌去除氮的过程 |
| 3.1.9 复合菌降解磺胺类抗生素的中间代谢产物 |
| 3.1.10 C/N、pH值、DO浓度及温度影响 |
| 3.1.11 地下水中主要化学组分的影响 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 复合菌的制备结果 |
| 3.2.2 复合菌的生长规律分析 |
| 3.2.3 复合菌作用效果研究 |
| 3.2.4 单菌与复合菌的作用能力对比分析 |
| 3.2.5 降解菌特性分析 |
| 3.2.6 复合菌去除氮的过程分析 |
| 3.2.7 复合菌降解磺胺类抗生素的途径分析 |
| 3.2.8 C/N影响分析 |
| 3.2.9 pH值影响分析 |
| 3.2.10 DO浓度影响分析 |
| 3.2.11 温度影响分析 |
| 3.2.12 地下水中主要化学组分的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 地下水中氮、磺胺类抗生素降解菌的相互作用研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 主要仪器设备和试剂 |
| 4.1.2 生长规律研究 |
| 4.1.3 降解菌相互关系 |
| 4.1.4 磺胺类抗生素对氮降解菌的作用 |
| 4.1.5 氮对磺胺类抗生素降解菌的作用 |
| 4.1.6 降解菌相互作用 |
| 4.1.7 除氮与磺胺类抗生素去除的相关性 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 菌种生长规律 |
| 4.2.2 降解菌的相互关系分析 |
| 4.2.3 磺胺类抗生素对氮降解菌的作用分析 |
| 4.2.4 氮对磺胺类抗生素降解菌的作用分析 |
| 4.2.5 降解菌相互作用分析 |
| 4.2.6 除氮与磺胺类抗生素去除的相关性分析 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 复合菌净化地下水中氮-磺胺类抗生素作用机理研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 主要仪器设备和试剂 |
| 5.1.2 复合菌的性能表征 |
| 5.1.3 脱氢酶活性 |
| 5.1.4 胞外酶活性 |
| 5.1.5 EPS胞外聚合物 |
| 5.1.6 活性复合菌对氮、磺胺类抗生素的表面吸附 |
| 5.1.7 活性复合菌对氮、磺胺类抗生素的体内摄取 |
| 5.1.8 失活复合菌对氮、磺胺类抗生素的吸附 |
| 5.1.9 复合菌的胞内酶、膜周酶和胞外酶 |
| 5.1.10 除氮降解酶活性 |
| 5.1.11 除氮功能基因鉴定 |
| 5.1.12 复合菌的微观形态、官能团 |
| 5.1.13 微生物菌群结构 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 复合菌的性能分析 |
| 5.2.2 脱氢酶活性分析 |
| 5.2.3 胞外酶活性分析 |
| 5.2.4 EPS胞外聚合物分析 |
| 5.2.5 活性复合菌对氮、磺胺类抗生素的表面吸附分析 |
| 5.2.6 活性复合菌对氮、磺胺类抗生素的体内摄取分析 |
| 5.2.7 失活复合菌对氮、磺胺类抗生素的吸附分析 |
| 5.2.8 胞内酶、膜周酶和胞外酶的生物降解分析 |
| 5.2.9 除氮酶活性分析 |
| 5.2.10 除氮功能基因的分析 |
| 5.2.11 复合菌的微观形态、官能团分析 |
| 5.2.12 微生物菌群结构分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 火山渣负载复合菌净化地下水中氮-磺胺类抗生素特性研究 |
| 6.1 实验部分 |
| 6.1.1 主要仪器设备和材料 |
| 6.1.2 渗透系数和渗透率测定 |
| 6.1.3 水动力弥散系数和弥散度的测定 |
| 6.1.4 颗分试验 |
| 6.1.5 破碎率与磨损率测试 |
| 6.1.6 盐酸可溶率测试 |
| 6.1.7 吸水率测试 |
| 6.1.8 电荷零点的测试 |
| 6.1.9 其他物理参数 |
| 6.1.10 复合材料对“三氮”和磺胺类抗生素的去除效果 |
| 6.1.11 复合材料微观形态、物质成分、官能团检测 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 载体材料与火山渣材料的简述 |
| 6.2.2 渗透系数和渗透率 |
| 6.2.3 水动力弥散系数 |
| 6.2.4 火山渣粒径分布 |
| 6.2.5 破碎率与磨损率、盐酸可溶率、吸水率分析 |
| 6.2.6 电荷零点分析 |
| 6.2.7 火山渣表面微观形态分析 |
| 6.2.8 火山渣矿物成分和物质成分分析 |
| 6.2.9 官能团分析 |
| 6.2.10 复合材料对“三氮”和磺胺类抗生素的去除效果分析 |
| 6.2.11 复合材料的微观形态、物质成分、官能团分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 净化地下水中氮-磺胺类抗生素技术的动态模拟研究 |
| 7.1 实验部分 |
| 7.1.1 主要仪器设备和材料 |
| 7.1.2 火山渣复合材料动态去除氮、磺胺类抗生素试验 |
| 7.1.3 微生物强化去动态去除氮、磺胺类抗生素试验 |
| 7.1.4 微观形态、物质成分、官能团 |
| 7.1.5 降解菌原位注入去除目标物的模拟试验 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 火山渣复合材料动态去除氮模拟研究 |
| 7.2.2 火山渣复合材料动态去除磺胺类抗生素模拟研究 |
| 7.2.3 火山渣复合材料动态去除氮-磺胺类抗生素模拟研究 |
| 7.2.4 氮、磺胺类抗生素在岩性介质中动态迁移规律分析 |
| 7.2.5 微生物强化方法在岩性介质中去除氮-磺胺类抗生素模拟研究 |
| 7.2.6 介质附着降解菌前后的微观形态、物质成分分析 |
| 7.2.7 介质的官能团分析 |
| 7.2.8 降解菌原位注入去除目标物的模拟分析 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及科研成果 |
| 致谢 |
四、水中亚硝酸盐净化处理研究进展（论文参考文献）
- [1]人工湿地净化海水养殖尾水水力条件优化及氮迁移转化机制研究[D]. 贾军. 上海海洋大学, 2021
- [2]人工湿地填料火山岩对氮的深度去除特征及机理研究[D]. 吕文轩. 西南科技大学, 2021(08)
- [3]淡水石斑鱼（Cichlasoma managuense）循环水养殖技术研究[D]. 王培琛. 浙江大学, 2021(01)
- [4]水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践[D]. 白雪原. 东北师范大学, 2020
- [5]迂回流湿地对污水处理厂尾水深度处理及好氧反硝化菌强化脱氮的研究[D]. 黄大海. 苏州大学, 2020(02)
- [6]基于BF-MBR工艺的高强度生活废水氮素转化与回用技术研究[D]. 王优. 湘潭大学, 2020(02)
- [7]好氧反硝化细菌的筛选及菌藻联合对养殖废水的处理[D]. 郭静文. 广州大学, 2020(02)
- [8]北方微污染水源水中氨氮的预处理去除技术研究[D]. 李晓波. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [9]益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究[D]. 伍乾辉. 海南大学, 2020
- [10]地下水中氮—磺胺类抗生素的微生物净化机理及技术研究[D]. 董甜姿. 吉林大学, 2020(08)