一、多孔填料表面物理特性对生物膜附着的影响（论文文献综述）
孙文卓,樊桢汇,齐鲁,邵宇婷,刘国华,王洪臣[1]（2022）在《矿物棉填料孔隙率对生物滴滤池水处理效果的影响》文中提出针对生物滴滤池因接触时间短而导致出水不达标的问题,采用3种容重（80、100、120 kg·m-3）的矿物棉作为滤池填料,考察了填料孔隙率对保水性的影响,分析了不同容重填料的生物滴滤池去除污染物的效能,探究了填料孔隙率对微生物群落特征的影响。结果表明,矿物棉载体的吸水、保水性能随其孔隙率增加呈现先增加后减小的趋势;孔隙率较小的矿物棉载体在稳定运行后对COD、NH4+-N有更好的去除效果,平均去除率分别可达99%和72%,且具有一定的抗冲击负荷能力。高通量测序结果显示,随着矿物棉载体孔隙率的减小,微生物群落物种丰富度增加,而其多样性减少。比较而言,当容重为100 kg·m-3时,矿物棉的吸、保水性高,微生物种群结构适宜,出水水质可达一级A标准,且具有一定的抗冲击负荷能力。
任杰辉[2]（2021）在《好氧流化床生物膜反应器中多相流动传质与污水处理机制研究》文中研究表明污水高效处理对污水资源化利用及社会可持续发展具有重要意义。然而,由于受污水处理技术及其机理认识的限制,使得污水处理的效率低、处理成本高。本研究以好氧流化床生物膜反应器（aerobic fluidized bed biofilm reactor,AFBBR）为研究对象,基于欧拉-欧拉-欧拉（Euler-Euler-Euler）三流体模型、群体平衡模型（population balance model,PBM）等理论构建气液固三相流动耦合数学模型,获取系统多相流动参数;通过探究系统宏观与微观氧传质过程,揭示多相流动与氧传质效能的响应机制;利用高通量测序技术、定量聚合酶链式反应（quantitative polymerase chain reaction,qPCR）等手段分析流动传质对微生物特性的影响,结合污水处理效能分析结果,揭示多相流动传质与污水处理的响应机制。主要研究结果包括:（1）构建的Euler-Euler-Euler-PBM三流体耦合数学模型可较为准确的获取气液固三相流动参数。在较高曝气量条件系统中气液固三相流化速度、湍流强度和气相体积分数较高;曝气孔间距明显增加了气相在柱体径向的分散程度,对气液固三相流化速度影响不明显;曝气孔径显着改变了系统的气泡直径大小,在DS=0.16 mm条件系统小直径气泡（0.27～1.03 mm）数量占比明显较高,可达74.8%;当载体填充率20-30%时,悬浮载体的流化状态较好。（2）合适的曝气方式和载体填充率条件形成的多相流动特性改善了系统的宏观与微观传质效能,且碳源的差异影响了系统的氧传质效率及氧的扩散动力学特性。曝气量5.77 m3/（h·m3）、曝气孔间距10 mm、曝气孔径0.16 mm、载体填充率20-30%条件提高了系统气液相间的氧传质效能;生物膜中氧浓度扩散与生物膜的厚度呈现显着高斯分布关系;C:N和碳源类型条件污水中氧传质速率（oxygentransferrate,OTR）和生物膜中氧扩散呈现相反的趋势。（3）曝气方式、载体填充率和碳源改变了 AFBBR系统的处理效果。曝气量5.77 m3/（h·m3）、间距10 mm、孔径0.27 mm和载体填充率为20-30%条件系统的脱氮除磷效果高于其他工况条件;高C:N条件通过强化同步硝化反硝化速率增加了系统的脱氮效率,在该条件TN和TP的处理效率分别可达72.2%和67.4%;与葡萄糖、乙酸钠和淀粉相比,丙酸钠明显改善了系统的脱氮除磷效率;AFBBR系统对COD、NH4+-N和TN的降解动力学满足悬浮生物质底物拟制Haldane动力学模型,且高C:N和合适碳源（丙酸钠）条件系统中NH4+-N和TN的降解速率qs,max较其他条件高。（4）曝气方式、C:N和碳源类型影响了生物膜物理化学组成及微生物学特性。悬浮载体表面附着生物膜微观结构分布较为均匀,存在多种形态结构的微生物;胞外聚合物（extracellular polymeric substances,EPS）中蛋白质的含量明显高于多糖和核酸,增加了生物膜在载体表面的附着程度;EPS中荧光基团类物质以类蛋白质为主,且其包含的官能团（多糖、羧基或烃基化合物、蛋白质、磷酸基团或硫酸盐基团、脂肪族基团）类型与生物膜类似;Protrobacteria、Actinobacteria、Bacteroidetes 为 AFBBR 系统的优势菌群,且系统中共检测24种脱氮型微生物和11种除磷型微生物。（5）曝气量5.77 m3/（h·m3）、间距10 mm、孔径0.27 mm和载体填充率为20-30%条件多相流动传质过程增加了功能微生物（Zoogloea、Acidovorax、Ottowia、Dechloromonas）丰度,并改善了功能基因（亚硝酸还原酶基因nirK/nirS、厌氧氨氧化基因AMX）的表达,促进了生物膜分泌较多的EPS,使得系统的CODcr、TN、NH4+-N和TP的处理效果达到最佳;与葡萄糖、乙酸钠和淀粉相比,丙酸钠通过改善系统微生物的组成及功能基因（nirS、nirK、AMX等）的表达,提高了系统的脱氮除磷效能。本研究成果从工程热物理学、环境工程学、微生物学等学科交叉的角度完善了 AFBBR系统中污水处理的机理,可为AFBBR系统设计及其推广应用提供技术与理论支撑。
张清宇[3]（2021）在《不同表面改性方法强化聚氨酯载体生物挂膜及除污染性能的试验研究》文中研究表明生态水环境的优劣与人类的生产、生活息息相关,水污染的治理修复工作是我国生态文明建设中的重要一环。作为常规的生物修复技术之一,固定化微生物技术被学者们广泛研究应用于水质净化领域。固定化微生物技术是利用生物载体作为媒介使得系统内的微生物在适宜的环境条件下快速增殖的生物技术,生物载体是这项技术的核心,因此近年来对固定化技术及其生物载体的优化被国内外重点关注。本实验采用层层自组装改性法和沸石粉负载改性法两种不同的表面改性方法对聚氨酯海绵载体进行处理,并与脱氮除磷功能型微生物复合菌剂结合,考察不同改性载体在生物膜富集过程中水质、生物粘附量与生物活性、微生物EPS、微生物群落结构等变化,对比分析改性方法对聚氨酯海绵载体生物膜形成与脱落、净水性能的影响特性。得到以下主要结论:在水温25℃、溶解氧3.0-6.0 mg/L、碳氮比为10:1的实验室模拟生活污水条件下,改性组R1（层层自组装改性载体结合微生物复合菌剂）的聚氨酯生物载体对水体CODcr、TP、TN、NH4+-N的去除率分别为34.34%、20.93%、80.38%、95.31%。改性组R2（沸石粉负载改性载体结合微生物复合菌剂）的生物载体对水体CODcr、TP、TN、NH4+-N的去除率分别为38.16%、21.93%、88.62%、93.97%。菌剂组R3（原始载体结合微生物复合菌剂）的生物载体对水体CODcr、TP、TN、NH4+-N的去除率分别为24.70%、17.94%、73.39%、92.07%。空白组R4（仅投加原始载体）的生物载体对水体CODcr、TP、TN、NH4+-N的去除率分别为13.77%、16.28%、67.32%、91.54%。两种改性方法均增强了聚氨酯生物载体对污染物的去除性能。分别从宏观与微观角度分析了生物载体的微生物附着生长情况。R1、R2、R3和R4组平均单个载体质量的生物量分别约为2.976 g/g、2.728 g/g、2.442 g/g和2.011g/g。通过流式细胞仪测定挂膜后期生物膜中死活细菌的比例,可知R1、R2、R3、R4组生物活性分别约73.98%、73.12%、62.89%和54.90%,间接说明R1、R2组生物膜活性较强。通过扫描式电子显微镜观察生物膜表面形貌图,可以明显看出两种改性组载体表面生物膜结构致密且丰富,而未改性组微生物数量相对较少,生物膜结构较为松散。分别采用考马斯亮蓝法和苯酚-硫酸法测定生物载体上的生物膜胞外聚合物含量变化情况,发现改性生物载体上胞外蛋白质和胞外多糖含量有明显提高,生物菌剂的投加也有利于促进胞外聚合物的分泌。通过三维荧光光谱技术对出水中的有机物组分进行解析可知,4组EPS含有的主要物质均为溶解性微生物代谢和芳香族蛋白质。其中胞外多糖和芳香族蛋白质均有助于维持生物膜的稳定结构。通过原子力显微镜测定生物膜粘附力,R1、R3、R3和R4组的表面粘附力分别稳定在20.51 n N、18.90 n N、12.77 n N和8.41 n N左右。采用接触角法测定微生物的表面自由能,计算得到四组反应器内生物膜的表面自由能γb分别为45.14 m J/m2、44.35m J/m2、39.30 m J/m2和31.85 m J/m2。一般而言,表面自由能越大,则微生物在基底上的粘附速率越大。说明改性处理和生物菌剂的投加有利于游离微生物在生物载体表面的粘附、生长,有利于形成结构致密稳定的成熟生物膜。高通量测序技术通过16S rRNA基因,对四组载体表面固定的微生物群落基因测序。统计分析稀释性曲线在95%相似性水平下均趋于平坦,说明测序方法可靠、样本量选取合理,所得序列可基本反映待测的四组微生物群落组成。Chao1指数的规律显示菌剂组R3因生物菌剂的投加而比空白组R4具有更高的物种丰富度,但改性组R1和R2的生物载体自然富集的微生物表现出更高的物种多样性。
田双超[4]（2021）在《生物接触氧化-吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去除研究》文中认为大量未经处理的农村生活污水已经成为我国水环境的潜在威胁,尤其是未经去除的磷素极易造成农村水源地的富营养化。富营养化水体不仅影响人类生产生活,而且可能直接对人体产生危害。因此,需要从技术层面来改进农村生活污水的处理工艺,通过技术改进降低排放农村生活污水中磷素含量,减少水体富营养化产生。本文在综合国内外生物除磷、吸附除磷以及农村生活污水除磷的基础上,探究了生物接触氧化-吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去除效果,旨在从根本上减少农村生活污水的磷素对水生生态环境的影响。本课题主要探究了生物接触氧化—吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去处效果。结果表明该组合工艺能够将农村生污水中的磷去除到0.5 mg/L以下,达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。而且试验数据显示该组合工艺有一定抗COD、NH4+-N和TP冲击负荷的性能,具体研究如下:首先,通过对小陶粒（1-3 mm）、大陶粒（5-8 mm）、悬浮填料、海绵填料和火山岩等5种不同材质填料进行挂膜试验,发现火山岩填料能够在17 d左右完成挂膜过程,完成挂膜后COD、NH4+-N去除率分别达到96%和70%以上。其次,确定生物接触氧化工艺最佳水力停留时间（HRT）和回流比。实验所得到的结果显示:当运行参数为水力停留时间为10 h、回流比为100%时,除TP的出水浓度难以达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级B标准外,其余的常规污染物COD、NH4+-N、TN和SS出水浓度均达到一级A标准。接着,通过正交实验,确定污泥基生物炭（C-SBC）的最优制备条件为在室温下以22.5℃/min的升温速率升至炭化温度600℃后保持该温度热解1 h。利用粉煤灰和氧化钙分别制备粉煤灰改性污泥炭（F-SBC）和氧化钙改性生物炭（Ca O-SBC）能有效提高C-SBC的除磷性能,F-SBC和Ca O-SBC对磷的吸附过程可以分别用Langmuir等温模型和准二级动力学模型描述,两者对磷的吸附过程均是自发的吸热过程,且都具有较好的再生性能。最后,探究了生物接触氧化-吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去除性能。结果表明:生物接触氧化工艺厌氧区对于COD、TN和SS的去除更有利,厌氧区COD、TN和SS的去除量分别占总COD、总TN和总SS去除量的71%、59%和70%;生物接触氧化工艺好氧区和厌氧区对NH4+-N的去除贡献分别占总NH4+-N去除量的44%和49%,基本相同;TP主要在生物接触氧化工艺好氧区得到去除,经过吸附后其浓度在0.5 mg/L以下。组合工艺在不同COD、NH4+-N和TP负荷下运行,出水总磷浓度几乎都在0.5 mg/L以下。因此生物接触氧化—吸附组合工艺在农村生活污水处理中具有很大的开发潜力和发展前景。
周颖[5]（2021）在《炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究》文中研究说明近年来我国城镇化进程不断加快,雨污混流、管网混接破损等问题日益突出,大量污水进入并囤积在雨水管网中,导致我国尤其是长三角地区雨水排水口晴天污水长流、雨天污染加剧,流域水环境质量持续改善压力巨大。论文选取南太湖（湖州地区）典型雨水排水口开展其排放特点与水质特性调研,探究不同生物炭配比与工况条件下生物渗滤系统的污染物去除性能与生物膜菌群结构变化,解析炭基强化生物渗滤系统去污机制,并模拟研究暴雨冲刷、水质波动等不利工况对新型炭基生物渗滤系统的冲击影响。取得的主要研究结果如下:1.对南太湖（湖州地区）典型雨水排水口进行水质调查分析发现,主要污染物为氨氮（NH4+-N）、总氮（TN）、总磷（TP）和COD,浓度范围分别为1.02-23.59 mg/L、1.64-61.57 mg/L、0.36-3.58 mg/L、6.43-878.31 mg/L,劣于地表水V类标准限值;暴雨径流期雨水口排放水量可达11404.51±85.97 t/d,为晴天最高径流值的6倍以上;以长兴县为例测算雨水排水口入河污染贡献,雨水排水口NH4+-N、COD、TP年排放量分别为96 t、572 t、16 t,其中COD、NH4+-N分别占县域排放总量的20.8%、11.8%。2.比较筛选不同来源生物炭特性发现,果壳生物炭具有较大比表面积和平均孔径,拥有较高溶解性有机物（DOM,以色氨酸类蛋白为主）释放水平,可作为炭基填料强化生物脱氮反应。在此基础上构建了炭基生物渗滤系统,研究发现果壳生物炭占比分别为1/3、2/3的生物渗滤系统（R1、R2）对COD、NH4+-N的平均去除率分别在87%和97%以上,TN去除率则分别稳定在38.7±0.5%、41.9±0.7%,优于对照陶粒组的26.6±0.6%;在COD和NH4+-N进水负荷分别为0.19 kg/（m3·d）和0.02 kg/（m3·d）条件下,气水比由10:1降至4:1时R2的TN去除率仍达43.1±1.1%。分析不同填料附着生物膜的菌群结构发现,生物炭利于Azohydromonas（20.4%）、Acinetobacter（14.9%）、Hyphomicrobium（10.6%）、Nitrosomonas（3.1%）等具有有机物降解、硝化反硝化功能的菌群富集,赋予体系高效的有机物降解与脱氮性能。3.模拟不利工况对生物渗滤系统性能的影响发现,NH4+-N冲击负荷为0.14kg/（m3·d）时炭基强化生物渗滤系统的TN去除率稳定在84%以上,COD冲击负荷为5.18 kg COD/（m3·d）时炭基强化生物渗滤系统的COD去除率达54%以上,模拟暴雨冲刷时（水力负荷增至5.76 m3/（m3·d））COD、TN去除率的降幅控制在37%以内,性能明显优于陶粒对照组。水力负荷冲击后生物炭与陶粒填料附着的生物膜活性均有所下降,相比生物炭附着生物膜的活性降幅较缓;分析发现,生物炭利于Geobacter（14.8%）、Zoogloea（5.4%）、Shewanella（4.2%）、Hydrogenophaga（12.4%）等脱氮菌群富集生长。综上所述,炭基强化生物渗滤系统可高效处理雨水排水口出水,面对不利工况仍具较为稳定去污性能,有望通过工艺优化实现雨水排水口污染减排、水环境持续改善与海绵城市可持续建设。
霍静[6]（2020）在《鱼类养殖废水处理工艺优化设计与应用研究》文中研究说明鱼类养殖业在我国农业发展中具有重要地位,养殖规模不断扩大带来良好经济效益,但由于集约化程度提高,养殖废水未经处理随意排放引起生态环境恶化问题日益严重。降低养殖废水带来的环境污染,做到鱼类养殖和生态环境的平衡,如何实现养殖废水的有效处理是目前面临的主要问题。目前,鱼类养殖废水处理技术不够成熟,在实际工程中还没有足够的技术研究作为支撑。本文通过对鱼类养殖废水水质特点进行充分分析,在吸收借鉴传统生物滤池技术及生物接触氧化技术基础上,设计了将固液分离器、纤维束、陶粒、沸石滤池结合于一体的新型污水处理组合工艺。针对养殖废水特点工艺在结构上进行优化设计做到对污染物的层层过滤、逐级净化,实现废水的“三级过滤+三级去除”,探究该工艺对鱼类养殖废水的处理效果及工艺内部污染物去除机制。通过对传统生物滤池的改进及功能补充,以期为规模化池塘鱼类养殖开发低耗、高效的污水处理工艺研究提供新的思路,以及为利用生态化措施处理养殖废水方面的研究拓宽路径。本论文取得主要研究成果:1.处理工艺优化设计:在吸收借鉴传统曝气生物滤池优缺点的基础上,设计将固液分离器、纤维束、陶粒、沸石生物滤池结合于一体的新型曝气生物滤池组合工艺。生物滤池反应器设计进水流量2m3/d,单个滤池尺寸S×H=1.05m×1.4m,单个滤料体积0.9m3。组合工艺分6部分,进水区、固液分离区、1级生物滤池、2级生物滤池、3级生物滤池、出水区,三级生物滤池分别采用纤维束、陶粒、沸石作为载体滤料。通过优化滤池内部填料结构、进水、曝气及反冲洗方式,提高生物滤池的污染物去除能力,延长反冲洗周期,实现对废水的“三级过滤+三级去除”。2.滤池挂膜启动试验:采用人工接种、连续进水、间断式曝气的方法进行系统挂膜启动。在温度变化为20-28℃之间、DO≈3mg/L、p H为6.9-7.4条件下,经过21天的培养可以在填料表面以及试验装置内壁观察到附着褐色生物膜,NH4+-N、CODMn、TP去除率在65%、55%、45%左右,且系统出水趋于稳定,系统挂膜完成。试验证明通过接种活性污泥法可有效缩短滤池的启动时间。3.运行参数优化试验:系统挂膜完成后,针对主要运行参数水力停留时间、气水比、温度进行单因素试验,分析污染物在不同工况下的去除效果。试验结果表明:当气水比为12:1,水力停留时间为10h,温度变化在28-32℃之间,生物滤池对各污染物有较好的去除效果,确定该工况为本组合工艺的运行参数。4.处理效果应用试验:将组合工艺应用于处理鱼类养殖废水效果试验研究,结果表明:系统在优化参数下运行,对鱼类养殖废水处理效果较好,CODMn、NH4+-N、TN、TP的平均去除率分别为74%、80%、40%、57%。各级生物滤池对不同的污染物具有不同的去除效果,各级滤池均得到有效的利用,纤维束滤池对CODMn、NH4+-N、TN、TP去除效果均较好,陶粒滤池对CODMn、TP去除效果较好,沸石滤池对NH4+-N、TN去除效果较好。5.滤池内微生物特性研究:生物滤池内细菌多样性十分丰富,优势菌门为:变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、浮霉菌门（Planctomycetes）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿菌门（Chlorobi）。优势菌属为:玫瑰杆菌属（Roseovarius）、不动杆菌属（Acinetobacter）、荧光甲烷球菌属（Methanomassiliicoccus）、根瘤菌属（Rhizobium）、梭菌属（Clostridium sensu stricto）。生物滤池内沿水流方向生物量逐渐降低,微生物多样性和丰富度逐渐减小,与污染物的沿程去除率逐渐减小相吻合,从侧面解释污染物去除主要发生在前面滤池。微生物群落结构和系统的运行密切相关,在污染物去除效果较好的阶段,生物滤池内微生物群落结构最为复杂生物多样性丰富。6.滤池内污染物去除机制研究:综合生物滤池性能、滤料吸附特性及微生物群落结构等研究结果,分析生物滤池对鱼类养殖废水中污染物的去除途径及去除机制。鱼类养殖废水中悬浮物质主要是通过悬浮物分离器、纤维束过滤以及填料吸附来去除;CODMn主要通过机械截留、吸附和微生物降解等方式去除;TN通过生物滤池内大量硝化、反硝化微生物分解进行去除;TP主要是通过聚磷菌的分解转化、填料吸附以及通过化学沉淀等方式去除。微生物群落结构变化与水质变化之间有一定程度的动态响应,但水质变化不完全由微生物决定,同时还受水温、溶解氧、p H值等多种因素影响。研究发现在生物滤池处理效果较好的阶段,系统内部微生物多样性及相对丰富度均处于较高水平,说明通过调节不同影响因素调节改善生物滤池微生物群落结构有助于生物滤池处理效能的提高。
孙国平[7]（2020）在《煤化工废水中典型难降解有机污染物生物强化处理工艺研究》文中指出煤化工废水是一类典型的难降解有机废水,其成分复杂且含有大量对微生物活性有抑制性和毒性的难降解有机污染物。目前,采用传统生物处理普遍存在出水效果不理想、生化系统稳定性差和后续深度处理运行费用高等问题。本论文以煤化工废水中典型难降解有机污染物的生物强化去除为主线,首先针对典型含氮杂环化合物吡啶的难降解性及积累性毒性等问题,分别开展了微氧生物强化吡啶降解和电辅助生物强化吡啶反硝化降解研究;其次,进一步选择玉米芯作为固体缓释有机碳源和微生物载体,开展了基于共代谢作用强化实际焦化废水生化出水（BTCW）中难降解有机污染物的高效去除研究;从多个处理工段探索了提高煤化工废水中难降解有机污染物去除效果的强化生物降解途径,为提高煤化工废水生物去除效率提供了新思路。主要研究结果如下:（1）研究了微氧强化序批式生物膜反应器（SBBR）提高吡啶生物降解的可行性,考察比较了在微氧条件和厌氧条件下SBBR对模拟废水中不同浓度吡啶的去除效果。研究结果表明微氧条件下SBBR工艺可有效去除吡啶,去除率达98%以上,其中至少有60%的位于吡啶环中的氮转化为铵态氮,而厌氧条件下吡啶去除率仅有21%。扫描电镜（SEM）观察显示,微氧条件下多孔生物载体表面和内部附着着大量的微生物。高通量测序分析结果表明固氮菌属（Azotobacter）,unclassified＿f＿Rhodobacteraceae,甲苯单胞菌属（Tolumonas）和毛球菌属（Trichococcus）为微氧系统内的优势菌属。稳定运行阶段动力学研究表明,吡啶的生物降解符合伪一阶动力学模型（R2>0.96）。（2）构建了无隔膜生物电化学系统（MFBES）,研究了添加硝态氮作为电子受体、电辅助系统强化吡啶反硝化生物降解的可行性。研究结果表明葡萄糖共基质下,外加电压为1.2 V时MFBES对吡啶降解效果最好,高出对照组15%～20%。稳定运行阶段动力学研究表明,吡啶降解曲线符合伪一阶动力学模型（R2>0.97）,至少有75%的位于吡啶环中的氮转化为铵态氮。与厌氧降解相比,在葡萄糖共基质和吡啶作为唯一碳源的两种条件下,添加硝态氮作为电子受体都有助于提高吡啶的生物降解。电辅助系统不仅利于吡啶的厌氧降解,更有助于吡啶的反硝化降解。当吡啶作为唯一碳源COD/NO3--N浓度比为6时,吡啶和硝态氮在18 h内能被同时完全降解,碳刷作为阳极的MFBES对吡啶降解效果最好。SEM观察显示电刺激下的电极生物膜比较厚且致密,微生物主要由微球菌和杆状细菌组成。高通量测序分析结果表明电辅助系统内微生物群落丰富度和多样性均有所增加。系统内吡啶降解菌、反硝化菌和和厌氧发酵产酸菌同时存在,但电刺激有利于吡啶降解菌和反硝化菌在电极上富集,尤其在生物阳极上富集。同一外加电压下,不同的阳极材料构型也会影响微生物群落结构,碳刷比碳毡作为阳极在生物膜附着和电荷转移中更具有优势。（3）针对实际焦化废水生化出水（BTCW）水质难以满足焦化废水排放标准和后续单元循环用水要求等问题,在深度处理阶段尝试利用固体缓释有机碳源生物固定床工艺处理BTCW,即在上流式固定床反应器（UFBR）中分别填充经碱处理或未经碱处理的玉米芯作为固体缓释碳源和微生物载体。研究结果表明UFBR对BTCW进行处理后,显着提高了BTCW的碳氮比和可生化性。BTCW中90%以上的硝酸盐残留得到了稳定的去除。经气相色谱-质谱联用仪（GC/MS）分析证实,BTCW经UFBR处理后,典型难降解有机污染物种类和含量显着减少。高通量测序分析结果表明,反硝化菌、发酵菌和难降解有机污染物降解菌等优势菌属在UFBR系统内共存。与未经碱预处理玉米芯相比,碱处理玉米芯具有更多的孔结构和更稳定的释碳能力,保证了反硝化菌等多种功能菌的附着和生长。该研究结果证明经碱处理玉米芯填充的UFBR工艺可作为BTCW深度处理的有效生物预处理。
林睿[8]（2020）在《填料内部空间尺度对生物膜动态生长的影响》文中研究指明生物膜法是一种既古老而又在不断革新的污水生物处理工艺,生物膜附着、生长、成熟、衰亡、脱落是保障长期处理高效的动态生长方式。填料作为生物膜法的核心,直接影响着生物膜的生长、结构和活性。鉴于填料“内部空间尺度过大,传质效果强,但附着面积小,总生物量降低;内部空间尺度过小,附着生物量高,但生物膜难脱落,活性减弱”的矛盾特点,提出“既提高生物膜生物量、保持活性,又能保证脱落再生的内部空间尺度”这一填料研制与选型理念。本文先研究孔径结构简单的单孔管状填料内部空间尺度对生物膜生长特征、脱落特征以及微型动物群落结构特征的影响,探讨单孔填料空间尺度与生物膜动态生长特征的相关性。然后,研究水处理领域中应用最为广泛的多孔聚氨酯泡沫填料,将生物膜动态生长特征研究由单孔深入到多孔、由中尺度孔（1-10 mm）深入到微尺度孔（50-15 PPI,0.6-4 mm）,进一步阐明微孔孔径下填料内部生物膜动态生长机理。最后,采用实际生活污水处理试验验证填料最佳内部空间尺度。不同内部孔径（2-10 mm）单孔管状填料生物膜动态特征研究表明,填料内部空间尺度对微生物量、活性、脱落更新以及微型动物群落结构存在着影响。在生物膜动态生长的过程中,生物膜生物量、脱落量以及更新量会逐渐增多,但生物膜脱落速率和更新速率却呈降低的趋势,说明发育良好的生物膜拥有更强的粘附能力。不同类群微型动物物种数与多度会随运行时间动态变化,游泳型纤毛虫（Free-swimming ciliates）与固着型纤毛虫（Sessile ciliates）的出现标志着生物膜逐渐走向成熟。在所有孔径填料中,过小（<6 mm）或过大（>8 mm）的孔径会对废水在填料内部扩散流通或是生物膜胞内传质产生负面特征,既不利于微生物量与活性（DHA）的发展,又限制了生物膜的脱落与更新。与之相比,中等孔径（6-8mm）填料生物膜微型动物物种丰富且群落演替进程更为迅速,使其在生物膜活性和废水处理效果中表现最佳,是单孔管状填料最佳内部空间尺度。不同内部微孔孔径多孔（50-15 PPI）PU填料生物膜动态特征研究表明,填料内部空间尺度对生物膜形貌结构与微生物群落也有着重要影响。凭借高比表面积的优势,小孔径（50-40 PPI）填料会积累最高的生物量,但过多的内层生物质会阻碍营养物质和DO的深度渗透,生物膜DHA、f值降低,导致其生物膜结构较为松散,细菌群落生长较慢,出现较多的丝状菌。外部剪切力是生物膜脱落的重要影响因素,受其影响,生物膜脱落与更新速率随孔径的增大而增大,在其作用下,大孔径（15 PPI）填料生物膜会分泌大量粘性EPS使生物膜结构更为致密,生物膜活性成分高,但微型动物群落稳定性较差（WS、WH）。相对而言,中等孔径（30-25 PPI）填料拥有良好的生物膜结构与微生态环境,杆状菌、球形菌和丝状菌共存,微型动物最为丰富且分布均匀（R、H指数较高）。在挂膜生长的前中期,高生物量使小孔径填料（50 PPI）拥有最佳废水处理效果。但在生物膜成熟稳定后,更新速率成为限制污染物降解能力的重要因素,中等孔径（30-25 PPI）填料展现出最佳污染物去除效果,对CODCr、NH4+-N、TP的去除率分别达到94.2%～98.9%、92.3%～96.3%、92.8%～96.4%,是多孔PU填料最佳内部空间尺度。Person相关性揭示了单孔填料内部空间尺度与生物膜量（r=0.972,P<0.01）、生物膜厚度（r=0.916,P<0.05）、EPS（r=0.978,P<0.01）呈显着正相关,而与生物膜更新量（r=-0.419）、更新速率（r=-0.759）呈负相关。提高填料孔径不仅能提高单位面积生物膜中的微型动物的密度（孔径与多度的r=0.726）,还有利于提高微型动物的物种多样性（孔径与物种数、丰富度、多样性的相关系数r分别为0.932、0.891、0.901,P<0.05）;同样也揭示了多孔填料内部空间尺度与MLVSS（r=-0.949,P<0.05）、MLSS（r=-0.963,P<0.01）呈显着负相关,而与EPS（r=0.940,P<0.05）、生物膜脱落速率（r=0.951,P<0.05）呈显着正相关。f值（r=0.945,P<0.05）、DHA（0.717）与多孔填料内部空间尺度正相关,在表征微生物活性方面具有同向性。最佳内部空间单孔（4-6 mm）、多孔（40-25PPI）填料的实际生活污水处理研究表明,污水中污染物的降解受填料生物膜微生物量、微生物活性的影响。适当缩小填料孔径虽会降低活性,不利于有机物(CODCr)的深度降解,但可提高生物量,形成更加活跃的硝化反应与磷酸化反应,提高NH4+-N、TP的去除效率。针对负荷低、成分复杂的城镇生活污水,推荐采用孔径中等偏小（4mm）的单孔管状填料,而对于有机负荷较高的生活污水、C:P比适宜的生活污水,推荐采用中等孔径（30 PPI）多孔PU填料。
翁时超[9]（2020）在《基于二维孔隙结构的多孔介质生物堵塞过程及机理研究》文中指出多孔介质生物堵塞现象是渗滤设施运行过程中常见的危害。本文在前人关于多孔介质生物堵塞的过程及机理以及相关防控措施研究的基础上,针对现有研究缺乏直观的生物堵塞过程及机理方面的不足,本文采用二维多孔介质试验装置,研究渗滤设施多孔介质内部生物膜生长与渗流流场的相互作用规律,并从以下几个方面展开研究:（1）选取多孔介质常用的三种填料:沸石、砾石和陶粒,分析三种基质的尺寸特征、轮廓特征和棱角特征的特征,以及多孔介质孔隙结构的差异。探究不同孔隙结构下多孔介质内部水力情况及生物膜生长过程,并分析生物膜增长与水力情况变化之间的相互关系。研究结果表明沸石呈现棱柱状且具有较多棱角,而陶粒呈现球状且表面较为平整,砾石则介于两者之间。由沸石形成的孔隙结构中孔径差异较大,由陶粒形成的孔隙结构较为均匀。沸石与砾石形孔隙结构由于其孔径差异大而具有较不均匀的流场。生物堵塞的产生将强化流场的不均匀性。沸石类孔隙结构内具有明显的优先通道,整体表现出较好的流通性但水力效率较低,而陶粒形孔隙结构无明显优势流现象,具有较高的水力效率。（2）通过调节进水流量及进水浓度,探究多孔介质在不同进水条件下的生物堵塞过程及水力变化情况。研究结果表明,提高进水流量将影响试验初期生物膜的增长,并不影响生物堵塞的程度;降低进水浓度将影响试验中期生物膜的增长速率;在相同污染负荷下,通过提高进水流量降低进水浓度将大大减缓生物堵塞的形成,同时降低了试验装置内死水区域的面积。研究认为在渗滤设施运行过程中通过出水回流的方法,提高进水流量降低进水浓度将有效减缓多孔介质生物堵塞的发生。（3）当多孔介质在合理的进水条件下,研究通过对部分基质进行表面疏水改性,探究基质表面疏水改性对生物堵塞过程的影响;在试验末期,对试验装置进水冲刷,探究基质表面改性对生物膜剥落的影响。研究结果表明,基质表面改性将影响微生物在基质表面的附着,使多孔介质生物堵塞的发生延缓;同时,基质表面改性将提高生物膜剥离量,含有50%改性基质的试验装置在冲刷试验后水力交换面积恢复到86.19%,相比无改性基质装置的75.34%提高了 10%左右。
张晓颖[10]（2020）在《玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究》文中研究指明生物接触氧化法是一种兼具活性污泥法和生物膜法优点的污水处理技术,被广泛应用于污水治理领域。作为生物接触氧化法中的关键组成部位,载体的材质、形状和表面特性对附着的生物量、后期生物膜的形成、结构和活性有着重要影响。因此,高性能生物膜载体的研发是生物接触氧化法研究的重要热点。目前,市售常规的载体材质大部分为有机聚合物,其生产过程和废弃后的产品易造成二次污染。由天然火山岩石经熔融拉丝制备的玄武岩纤维（BF）是一种绿色、高性能的无机纤维,具有水力特性好、机械强度大和耐腐蚀等优点,近期在生物膜载体领域中已取得了初步研究效果。但市售的BF载体表面特性（如疏水性、电负性）在一定程度上限制了微生物的高效附着。为促进BF载体在环境工程领域的推广应用,高性能的玄武岩纤维载体的研究亟待开展。本论文采用多种改性手段对BF进行表面改性处理,以改善其表面性能,制备改性玄武岩纤维（MBF）载体,以达到增强MBF载体生物亲和性的目的。本论文通过结合表面热力学和扩展Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（DLVO）理论阐明了微生物在BF和MBF载体表面附着行为的机制,初步揭示MBF生物亲和性改善的原因。此外,论文还采用生物接触氧化法评估制备的几种MBF载体的污水处理效果。本研究的主要内容和结果具体如下:（1）MBF的制备及其表面性能研究采用物理涂覆法、化学接枝法和液相沉积铁化合物等手段对BF进行表面改性,制备了6种MBF。实验结果表明,几种MBF的亲水性和表面电负性较BF（水接触角,117.46°;Zeta电位,-17.64 mV）相比得到了明显改善,CTAC-MBF、CPAM-MBF、CMBF、DEA-MBF、Fe-MBF-1和Fe-MBF-2的水接触角依次为61.64°、68.65°、44.06°、63.08o、56.74°和64.85°,表面电荷也分别转变为+20.99mV、+12.59 mV、+3.82 mV、+10.58 mV、-5.03 mV和-8.03 mV。（2）MBF载体的生物亲和性能研究通过微生物固定实验对MBF载体的生物亲和性能进行评估,采用扫描电镜、光学显微镜等表征了载体表面形成的生物膜结构。结果表明,MBF载体表面性能的改善增加了载体表面附着的生物量,且对随后生物膜的形成及发育都起到了促进作用。CTAC-MBF和CMBF载体对活性污泥的固定率分别高达224.74%和218.40%,依次比BF载体增加了56.77%和52.34%。在培养12 h后,CPAM-MBF和DEA-MBF载体单位面积固定的活性污泥量分别可达34.53 g/m2和28.07 g/m2,依次约为BF载体（13.92 g/m2）的2.5倍和2倍。其中,CPAM-MBF载体的固定生物量明显高于DEA-MBF载体。因此,在载体的亲水性能差异不大的情况下,载体的表面Zeta电位可对微生物固定能力起到决定性作用。在培养12 h后,Fe-MBF-1和Fe-MBF-2载体表面固定的生物量分别为27.91 g/m2和26.48 g/m2,均明显高于BF载体同等时间内固定的生物量。在BF、Fe-MBF-1和Fe-MBF-2载体表面固着的活性污泥中提取的胞外聚合物（EPS）总含量分别为14.55 mg/g?VSS、27.16 mg/g?VSS和26.63 mg/g?VSS。EPS含量分析结果表明,沉积铁化合物不但可促进微生物在载体表面的附着,还增强了载体表面的微生物活性,促进了附着微生物的EPS分泌量。（3）基于扩展DLVO理论的细菌与改性玄武岩纤维载体间附着行为机理分析以CPAM-MBF为改性玄武岩纤维的代表,以大肠杆菌（E.coli）和枯草芽孢杆菌（B.subtilis）为代表菌株,采用扩展DLVO理论分析了表面改性对细菌与玄武岩纤维载体间的相互作用的影响机理。结果表明,在相对较短的作用距离处,E.coli与BF载体之间的相互作用表现为较强的排斥力,故E.coli无法在BF载体表面发生不可逆附着。但由于在长作用距离处二者间存在着第二极小值,所以E.coli在此处存在着可逆附着。E.coli与CPAM-MBF载体间表现出较强的吸引力,二者间不存在能垒障碍,E.coli在CPAM-MBF载体表面的聚集是不可逆附着。由于B.subtilis菌体的亲水性高于E.coli菌体,B.subtilis与BF载体之间的Lewis-酸碱作用力表现为吸引力。因此,B.subtilis与BF载体间除了在长作用距离处存在可逆附着,同时还在短作用距离处存在不可逆附着的可能性。B.subtilis与CPAM-MBF载体之间表现出强吸引力,说明B.subtilis在CPAM-MBF载体表面的聚集是不可逆附着。改善玄武岩纤维的亲水性,有利于增强细菌与载体之间的Lewis-酸碱作用力。改善玄武岩纤维的表面电荷,则有利于增强细菌与载体之间的静电引力。因此,CPAM-MBF载体的表面亲水性和表面电荷的改善增强了CPAM-MBF载体与细菌间的Lewis-酸碱作用力和静电作用引力,进而提高了CPAM-MBF载体的生物亲和性能。（4）MBF载体的污水处理效果研究为验证制备的MBF载体实际应用的有效性,以人工模拟的市政污水为处理对象,初步评估填充MBF和BF载体的反应器的水处理效果。结果表明,在运行稳定的条件下,不同载体反应器的污染物的去除效果依次为CPAM-MBF>Fe-MBF-1>DEA-MBF>CTAC-MBF>CMBF>BF。填充CPAM-MBF载体的反应器的化学需氧量（COD）、氨氮和总氮去除率比填充BF载体的反应器分别相应地提高了4.0%、0.5%和20.5%。总氮的去除效果明显增高。因此,CPAM-MBF载体在污/废水处理领域具有较好的发展前景和应用。
二、多孔填料表面物理特性对生物膜附着的影响（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、多孔填料表面物理特性对生物膜附着的影响（论文提纲范文）
（1）矿物棉填料孔隙率对生物滴滤池水处理效果的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验载体 |
| 1.2 实验装置及运行参数 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同容重矿物棉的性质 |
| 2.2 水质分析结果 |
| 2.3 微生物群落结构分析 |
| 3 结论 |
（2）好氧流化床生物膜反应器中多相流动传质与污水处理机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 好氧流化床生物膜反应器应用及发展趋势 |
| 1.2.1 流化床生物膜反应器概述 |
| 1.2.2 AFBBR设计及运行的参数 |
| 1.2.3 AFBBR应用现状与存在问题 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 气液固三相流动特性数值模拟研究进展 |
| 1.3.2 多相流动过程中氧传质机制研究进展 |
| 1.3.3 流动传质与污水处理机制研究进展 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 AFBBR反应装置 |
| 2.1.1 AFBBR系统装置简介 |
| 2.1.2 悬浮填料 |
| 2.2 接种污泥与模拟污水 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.3 反应器启动与常规指标分析方法 |
| 2.3.1 反应器启动方法 |
| 2.3.2 常规指标分析方法 |
| 2.4 氧传质特性分析方法 |
| 2.4.1 清水曝气充氧性能分析方法 |
| 2.4.2 OTR分析方法 |
| 2.4.3 生物膜微观氧浓度与动力学分析 |
| 2.5 生物膜参数分析方法 |
| 2.5.1 生物量测定与计算 |
| 2.5.2 SEM分析 |
| 2.5.3 EPS提取与测定分析 |
| 2.5.4 荧光光谱分析 |
| 2.5.5 红外光谱FTIR分析 |
| 2.6 生物膜微生物群落与功能型基因分析方法 |
| 2.6.1 生物膜样品前处理 |
| 2.6.2 DNA提取与目标片段扩增 |
| 2.6.3 高通量测序 |
| 2.6.4 qPCR分析 |
| 2.7 统计学分析方法 |
| 3 气液固三相流动耦合模型构建及流动特性模拟研究 |
| 3.1 模型理论基础 |
| 3.1.1 多相流模型理论 |
| 3.1.2 湍流模型理论 |
| 3.1.3 PBM模型理论 |
| 3.1.4 相间作用力模型理论 |
| 3.2 三相流动耦合模型构建与验证 |
| 3.2.1 物理模型构建与边界条件设置 |
| 3.2.2 Euler-Euler-Euler-PBM耦合模型构建 |
| 3.2.3 模型的适应性评价 |
| 3.2.4 模拟参数条件设置 |
| 3.3 气液固三相流动特性模拟分析 |
| 3.3.1 曝气量对气液固三相流动影响分析 |
| 3.3.2 曝气孔间距对气液固三相流动影响分析 |
| 3.3.3 曝气孔径对气液固三相流动影响分析 |
| 3.3.4 载体填充率对气液固三相流动影响分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 气液固三相流动对相间氧传质特性影响研究 |
| 4.1 清水曝气充氧性能研究 |
| 4.1.1 曝气量对充氧性能影响分析 |
| 4.1.2 曝气孔间距对充氧性能影响分析 |
| 4.1.3 曝气孔径对充氧性能影响分析 |
| 4.1.4 载体填充比率对充氧性能影响分析 |
| 4.2 污水处理过程中氧传质机制研究 |
| 4.2.1 曝气方式对污水中氧传质性能的影响 |
| 4.2.2 碳源对污水中氧传质性能的影响 |
| 4.2.3 填充率对污水中氧传质性能的影响 |
| 4.3 生物膜微观氧扩散动力学分析 |
| 4.3.1 生物膜微观氧转移规律分析 |
| 4.3.2 曝气方式对生物膜微观氧扩散动力学的影响 |
| 4.3.3 碳源对生物膜微观氧扩散动力学的影响 |
| 4.3.4 载体填充率对生物膜微观氧扩散动力学的影响 |
| 4.4 多相流动特性与氧传质效能响应关系分析 |
| 4.4.1 曝气方式及载体填充率与氧传质效能响应关系分析 |
| 4.4.2 碳源与氧传质效能响应关系分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 基于流动传质的污水处理效能优化及作用机制研究 |
| 5.1 AFBBR系统污水处理效能优化研究 |
| 5.1.1 有机物处理效果分析 |
| 5.1.2 氮处理效果及机制分析 |
| 5.1.3 磷处理效果分析 |
| 5.1.4 多相流动传质与污水处理效能响应关系分析 |
| 5.2 碳氮比对污水处理机制影响研究 |
| 5.2.1 C:N对污水处理效果的影响 |
| 5.2.2 C:N对沿程污染物浓度分布的影响 |
| 5.2.3 C:N、氧传质效能与污水处理效能响应关系分析 |
| 5.3 碳源类型对污水处理机制影响研究 |
| 5.3.1 碳源类型对污水处理效果的影响 |
| 5.3.2 碳源类型对沿程污染物浓度分布的影响 |
| 5.3.3 碳源类型、氧传质效能与污水处理效能响应关系分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 多相流动传质与生物膜特性响应机制研究 |
| 6.1 生物膜表观特性及官能团组成分析 |
| 6.1.1 生物膜表观特性 |
| 6.1.2 基于FTIR技术的生物膜官能团组成分析 |
| 6.2 流动传质对EPS组成及分布的影响 |
| 6.2.1 EPS含量分布规律 |
| 6.2.2 EPS荧光组分确定与分析 |
| 6.2.3 基于FTIR技术的EPS化学组成分析 |
| 6.3 流动传质对微生物组成及功能基因表达的影响 |
| 6.3.1 微生物群落多样性分析 |
| 6.3.2 微生物群落组成分析 |
| 6.3.3 功能微生物及q PCR功能基因分布特性 |
| 6.4 多相流动传质、污水处理效能与微生物群落响应关系分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）不同表面改性方法强化聚氨酯载体生物挂膜及除污染性能的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水污染的现状及危害 |
| 1.1.2 固定化微生物技术 |
| 1.1.3 生物载体的作用 |
| 1.2 生物载体的选择 |
| 1.3 生物载体的改性 |
| 1.3.1 常规的生物载体改性方法与材料 |
| 1.3.2 国内外研究现状 |
| 1.3.3 选用的生物载体改性方法 |
| 1.4 研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验用水与所用载体 |
| 2.1.3 实验装置和运行条件 |
| 2.2 常规水质指标分析 |
| 2.3 载体物理化学性能的测定 |
| 2.3.1 孔隙率 |
| 2.3.2 表观密度 |
| 2.3.3 比表面积 |
| 2.3.4 载体亲疏水性 |
| 2.3.5 载体表面元素组成 |
| 2.3.6 载体表面官能团变化 |
| 2.4 生物量及生物活性的测定 |
| 2.4.1 单位质量载体上微生物量测定 |
| 2.4.2 生物膜活性的测定 |
| 2.5 生物膜胞外聚合物的测定 |
| 2.5.1 EPS的提取 |
| 2.5.2 蛋白质(PN)的测定 |
| 2.5.3 多糖(PS)的测定 |
| 2.5.4 三维荧光光谱 |
| 2.6 生物膜表面形貌及粗糙度的测定 |
| 2.7 生物膜粘附性能的测定 |
| 2.7.1 生物膜粘附力 |
| 2.7.2 微生物的表面自由能 |
| 2.8 微生物群落结构分析 |
| 3 层层自组装法改性载体对污染物去除效果的影响 |
| 3.1 层层自组装法改性方法 |
| 3.2 载体的物理化学性质分析 |
| 3.2.1 载体的基本物理性质 |
| 3.2.2 载体的表面元素组成分析 |
| 3.2.3 载体的表面官能团变化 |
| 3.3 改性载体的水质净化效果 |
| 3.3.1 CODcr去除效果 |
| 3.3.2 磷去除效果 |
| 3.3.3 氮去除效果 |
| 3.4 生物量及生物活性变化 |
| 3.4.1 生物量的变化 |
| 3.4.2 生物活性的变化 |
| 3.5 生物膜胞外聚合物分析 |
| 3.5.1 蛋白质含量的变化 |
| 3.5.2 多糖含量的变化 |
| 3.5.3 三维荧光分析 |
| 3.6 生物膜表面形貌与粗糙度分析 |
| 3.7 生物膜粘附性能变化 |
| 3.7.1 生物膜粘附力的变化 |
| 3.7.2 微生物的表面自由能 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 沸石粉负载法改性载体对污染物去除效果的影响 |
| 4.1 沸石粉负载法改性方法 |
| 4.2 改性方法的可行性分析 |
| 4.3 载体的物理化学性质分析 |
| 4.3.1 载体的基本物理性质 |
| 4.3.2 载体的表面元素组成分析 |
| 4.3.3 载体的表面官能团变化 |
| 4.4 改性载体的水质净化效果 |
| 4.4.1 CODcr去除效果 |
| 4.4.2 磷去除效果 |
| 4.4.3 氮去除效果 |
| 4.5 生物量及生物活性变化 |
| 4.5.1 生物量的变化 |
| 4.5.2 生物活性的变化 |
| 4.6 生物膜胞外聚合物分析 |
| 4.6.1 蛋白质含量的变化 |
| 4.6.2 多糖含量的变化 |
| 4.6.3 三维荧光分析 |
| 4.7 生物膜表面形貌与粗糙度分析 |
| 4.8 生物膜粘附性能变化 |
| 4.8.1 生物膜粘附力的变化 |
| 4.8.2 微生物的表面自由能 |
| 4.9 本章小结 |
| 5 生物膜微生物群落结构和多样性分析 |
| 5.1 样品序列统计与优化 |
| 5.2 群落多样性分析 |
| 5.3 微生物的结构特征与功能 |
| 5.3.1 门水平下微生物群落分布 |
| 5.3.2 目水平下微生物群落分布 |
| 5.3.3 属水平下微生物群落分布 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）生物接触氧化-吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的和意义 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 研究的目的及意义 |
| 1.2 国内外关于该课题的研究现状及分析 |
| 1.2.1 生物接触氧化除磷研究现状 |
| 1.2.2 吸附法除磷研究现状 |
| 1.2.3 农村生活污水处理工艺研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 生物接触氧化填料筛选 |
| 2.1.2 污泥基生物炭制备 |
| 2.1.3 工艺模型和流程图 |
| 2.2 试验设备及药品 |
| 2.2.1 试验主要设备 |
| 2.2.2 试验主要药品 |
| 2.3 分析测试项目及方法 |
| 2.3.1 水质指标检测方法 |
| 2.3.2 生物接触氧化的启动过程 |
| 2.3.3 溶液配制及实验所用生活污水水质 |
| 2.4 吸附试验方法 |
| 2.4.1 污泥基生物炭制备条件确定 |
| 2.4.2 污泥基生物炭的制备 |
| 2.4.3 pH及吸附剂投加量对除磷的影响 |
| 2.4.4 吸附剂再生及循环利用实验 |
| 2.4.5 吸附动力学及等温线拟合 |
| 2.4.6 吸附热力学 |
| 2.4.7 磷吸附后存在形式 |
| 2.4.8 对实际生活污水中不同类型磷的吸附研究 |
| 2.4.9 水中背景物质对吸附的影响 |
| 2.5 生物接触氧化工艺启动及参数确定 |
| 2.5.1 装置启动 |
| 2.5.2 运行参数确定 |
| 2.6 组合工艺试验过程 |
| 第3章 生物接触氧化工艺参数确定 |
| 3.1 填料筛选 |
| 3.1.1 接种污泥活性检测 |
| 3.1.2 挂膜过程中COD、NH_4~+-N的去除效果 |
| 3.1.3 同周期COD、NH_4~+-N的去除效果 |
| 3.1.4 生物膜分析 |
| 3.1.5 填料挂膜性能与其物理性质关系分析 |
| 3.2 生物接触氧化工艺运行参数确定 |
| 3.2.1 水力停留时间(HRT)确定 |
| 3.2.2 回流比确定 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 污泥基生物炭制备条件的确定及吸附性能研究 |
| 4.1 污泥基生物炭制备条件确定 |
| 4.1.1 RSM回归分析 |
| 4.1.2 模型最优解求解 |
| 4.2 F-SBC吸附性能 |
| 4.2.1 F-SBC比表面积及孔结构分析 |
| 4.2.2 粉煤灰投加量 |
| 4.2.3 pH对吸附性能的影响 |
| 4.2.4 投加剂量对除磷的影响 |
| 4.2.5 吸附动力学 |
| 4.2.6 温度及初始磷浓度对除磷的影响 |
| 4.2.7 吸附等温拟合 |
| 4.2.8 吸附剂再生 |
| 4.2.9 吸附后磷的存在形式 |
| 4.2.10 吸附机理探究 |
| 4.3 CaO-SBC吸附性能 |
| 4.3.1 比表面积及孔结构分析 |
| 4.3.2 影响吸附性能因素 |
| 4.3.3 吸附动力学拟合与吸附等温拟合 |
| 4.3.4 热力学分析 |
| 4.3.5 吸附剂再生 |
| 4.3.6 对实际污水中磷的吸附 |
| 4.3.7 污水中背景物质对磷吸附的影响 |
| 4.3.8 吸附机理探究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 组合工艺对磷的去除研究 |
| 5.1 组合工艺除磷的研究 |
| 5.1.1 常规污染物沿程变化 |
| 5.1.2 不同负荷下TP的去除情况 |
| 5.2 三维荧光光谱(3-DEEM) |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（5）炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外雨水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 源头削减 |
| 1.2.2 输移控制 |
| 1.2.3 末端治理 |
| 1.3 生物渗滤系统研究进展 |
| 1.3.1 生物渗滤系统构型 |
| 1.3.2 生物渗滤系统的去污性能 |
| 1.3.3 生物渗滤系统的影响因素 |
| 1.4 生物渗滤系统工艺强化 |
| 1.4.1 设置淹没区 |
| 1.4.2 植物优选 |
| 1.4.3 填料层优化 |
| 1.5 研究目的、意义与主要内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 南太湖(湖州地区)典型雨水排水口水量水质调查分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点布置及样品采集 |
| 2.2.2 理化分析方法 |
| 2.2.3 数据分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 雨水排水口水质理化分析 |
| 2.3.2 雨水排水口的入河污染贡献测算 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 炭基强化生物渗滤系统构建及其性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 生物炭静态释放分批实验 |
| 3.2.2 NH_4~+-N、COD静态吸附分批实验 |
| 3.2.3 NH_4~+-N、COD生物降解分批实验 |
| 3.2.4 实验装置 |
| 3.2.5 进水水质与接种污泥 |
| 3.2.6 启动方式与运行条件 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 填料理化性质分析 |
| 3.3.2 生物炭静态释放 |
| 3.3.3 生物渗滤系统运行性能 |
| 3.3.4 生物渗滤系统应对雨水排水C/N变化的处理性能 |
| 3.3.5 填料附着生物膜的菌群结构分析 |
| 3.3.6 炭基强化生物渗滤系统去污机制初析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 炭基强化生物渗滤系统的抗冲击性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物渗滤系统冲击负荷设置 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 抗氨氮冲击负荷研究 |
| 4.3.2 抗有机冲击负荷研究 |
| 4.3.3 抗水力冲击负荷研究 |
| 4.3.4 水力冲击对生物膜特性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 5.1 论文主要研究结论 |
| 5.2 论文创新性 |
| 5.3 论文不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（6）鱼类养殖废水处理工艺优化设计与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 曝气生物滤池工艺研究进展 |
| 1.3 研究目的、内容及技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 水质特点及工艺流程 |
| 2.2 试验材料及用水 |
| 2.3 试验内容与方法 |
| 3 曝气生物滤池组合工艺结构优化设计及装置构建 |
| 3.1 曝气生物滤池组合工艺参数设计 |
| 3.2 曝气生物滤池组合工艺结构优化 |
| 3.3 曝气生物滤池组合工艺试验装置构建 |
| 4 曝气生物滤池组合工艺主要运行参数优化试验研究 |
| 4.1 优化参数选取及滤池挂膜启动 |
| 4.2 不同气水比下污染物去除效果 |
| 4.3 不同水力停留时间下污染物去除效果 |
| 4.4 不同温度下污染物去除效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 曝气生物滤池组合工艺处理鱼类养殖废水效果及机制研究 |
| 5.1 组合工艺处理鱼类养殖废水效果分析 |
| 5.2 组合工艺沿程微生物分布特征分析 |
| 5.3 组合工艺污染物去除机制研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）煤化工废水中典型难降解有机污染物生物强化处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 煤化工废水处理现状 |
| 1.1.2 煤化工废水处理存在的问题 |
| 1.1.3 含氮杂环化合物的危害及生物降解研究 |
| 1.2 微氧生物强化技术在水处理中的应用 |
| 1.2.1 微氧生物强化技术及其优势 |
| 1.2.2 微氧生物强化技术在水处理中的应用 |
| 1.3 电辅助生物强化技术在废水处理中的应用 |
| 1.3.1 生物电化学系统的基本原理及应用 |
| 1.3.2 生物电化学系统在废水处理中的应用 |
| 1.3.3 无隔膜电辅助生物强化技术在难降解有机物去除方面的应用 |
| 1.3.4 电辅助生物强化技术应用于废水处理的影响因素 |
| 1.4 固体碳源在废水处理中的应用 |
| 1.4.1 固体碳源生物反硝化的提出及原理 |
| 1.4.2 固体碳源的分类 |
| 1.4.3 基于共代谢作用固体碳源去除难降解有机物应用现状 |
| 1.5 课题研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 2 微氧强化序批式生物膜反应器提高吡啶生物降解 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置及运行 |
| 2.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 2.2.3 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.4 实验分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SBBR长期运行对COD和吡啶的生物降解 |
| 2.3.2 吡啶存在下SBBR对硫酸根的去除 |
| 2.3.3 微氧条件下SBBR典型周期内吡啶生物降解特性 |
| 2.3.4 SBBR系统内微生物量分析 |
| 2.3.5 SBBR系统内微生物群落结构分析 |
| 2.3.6 微氧条件下吡啶生物降解途径分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 无隔膜生物电化学系统强化吡啶反硝化生物降解 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验装置及运行 |
| 3.2.2 实验用水及接种污泥 |
| 3.2.3 实验材料与仪器设备 |
| 3.2.4 实验分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MFBES启动及降解性能研究 |
| 3.3.2 MFBES强化吡啶反硝化生物降解性能研究 |
| 3.3.3 电极微观形貌及生物膜附着情况 |
| 3.3.4 MFBES系统内微生物群落结构分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 基于共代谢作用玉米芯生物固体床强化处理焦化废水生化出水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验装置及运行 |
| 4.2.2 实验用水 |
| 4.2.3 实验材料与仪器设备 |
| 4.2.4 玉米芯释碳能力实验 |
| 4.2.5 实验分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 玉米芯释碳能力分析 |
| 4.3.2 UFBR长期运行性能分析 |
| 4.3.3 UFBR对 BTCW中难降解有机污染物的去除 |
| 4.3.4 玉米芯微观形貌及微生物附着情况 |
| 4.3.5 UFBR系统内微生物群落结构分析 |
| 4.3.6 微生物降解BTCW中难降解有机污染物机理分析 |
| 4.3.7 UFBR+AGSR组合工艺对COD去除效果分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 研究的主要结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 工艺综合性分析及展望 |
| 5.3.1 工艺综合性分析 |
| 5.3.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及参与科研项目 |
| 致谢 |
（8）填料内部空间尺度对生物膜动态生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 污水处理生物膜动态生长研究现状 |
| 1.2.1 生物膜形成机理 |
| 1.2.2 生物膜脱落机理 |
| 1.2.3 生物膜动态生长变化 |
| 1.2.4 生物膜生长特征研究 |
| 1.2.5 生物膜动态生长影响因素 |
| 1.3 生物填料研究现状 |
| 1.3.1 生物填料作用与要求 |
| 1.3.2 生物填料发展趋势 |
| 1.4 填料空间尺度对生物膜动态生长特征影响 |
| 1.4.1 填料外部空间尺度对生物膜生长动态特征影响 |
| 1.4.2 填料内部空间尺度对生物膜生长动态特征影响 |
| 1.5 研究的目的与意义及研究内容 |
| 1.5.1 研究的目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与运行 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验运行 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验填料 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.2.3 试验设备 |
| 2.2.4 试验药品 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 废水理化特性指标测定 |
| 2.3.2 生物膜形貌分析 |
| 2.3.3 生物量与挥发性生物量的测定 |
| 2.3.4 生物膜厚度的测定 |
| 2.3.5 生物膜EPS的提取与测定 |
| 2.3.6 生物膜DHA的测定 |
| 2.3.7 脱落与更新生物膜量的测定 |
| 2.3.8 脱落生物膜含磷量的测定 |
| 2.3.9 生物相观察 |
| 2.3.10 微型动物群落分析 |
| 2.3.11 数据统计与分析 |
| 第3章 不同内部空间尺度单孔填料模拟废水处理生物膜特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 单孔生物填料 |
| 3.2.1 单孔管状填料制备 |
| 3.2.2 单孔管状填料基本物理特征分析 |
| 3.3 不同内部空间尺度单孔填料模拟废水处理生物膜动态生长特征 |
| 3.3.1 生物膜挂膜生长特征 |
| 3.3.2 生物量与生物膜厚度动态变化 |
| 3.3.3 生物膜化学组成与组分分布 |
| 3.3.4 生物膜活性动态变化 |
| 3.4 不同内部空间尺度单孔填料模拟废水处理生物膜动态脱落特征 |
| 3.4.1 生物膜脱落与更新 |
| 3.4.2 脱落生物膜磷组分含量及动态变化 |
| 3.4.3 废水动态处理特征 |
| 3.5 不同内部空间尺度单孔填料模拟废水处理生物膜微型动物群落动态变化 |
| 3.5.1 微型动物群落结构特征 |
| 3.5.2 微型动物群落多样性 |
| 3.5.3 微型动物群落稳定性 |
| 3.6 单孔填料内部空间尺度与生物膜特征相关性研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 不同内部空间尺度多孔填料模拟废水处理生物膜特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 多孔生物填料 |
| 4.2.1 多孔填料制备 |
| 4.2.2 多孔填料基本物理特征分析 |
| 4.2.3 多孔填料微观结构分析 |
| 4.3 不同内部空间尺度多孔填料模拟废水处理生物膜动态生长特征 |
| 4.3.1 生物膜生长及形貌特征 |
| 4.3.2 生物量与活性生物量的动态分布 |
| 4.3.3 生物膜化学组成与组分分布 |
| 4.3.4 生物膜活性动态变化 |
| 4.4 不同内部空间尺度多孔填料模拟废水处理生物膜动态脱落特征 |
| 4.4.1 生物膜脱落与更新 |
| 4.4.2 脱落生物膜磷组分含量 |
| 4.4.3 废水动态处理特征 |
| 4.5 不同内部空间尺度多孔填料模拟废水处理生物膜微型动物群落动态变化 |
| 4.5.1 微型动物群落结构特征 |
| 4.5.2 微型动物群落多样性 |
| 4.5.3 微型动物群落稳定性 |
| 4.6 多孔填料内部空间尺度与生物膜特征相关性研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 最佳内部空间尺度填料实际生活污水处理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 最佳内部空间尺度填料生活污水处理生物膜特征 |
| 5.2.1 单孔填料生物膜特征 |
| 5.2.2 多孔填料生物膜特征 |
| 5.2.3 单孔填料与多孔填料生物膜特征差异 |
| 5.3 最佳内部空间尺度填料生活污水处理性能 |
| 5.3.1 单孔填料处理性能 |
| 5.3.2 多孔填料处理性能 |
| 5.3.3 单孔填料与多孔填料污水处理性能差异 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
（9）基于二维孔隙结构的多孔介质生物堵塞过程及机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 多孔介质生物堵塞影响因素 |
| 1.2.2 多孔介质生物堵塞机理 |
| 1.2.3 多孔介质中水力特性与生物堵塞关系的研究 |
| 1.2.4 多孔介质生物堵塞防控措施研究 |
| 1.2.5 存在的问题 |
| 1.3 主要研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 主要创新点 |
| 2 不同孔隙结构的多孔介质生物堵塞规律研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验装置与方法 |
| 2.2.1 试验装置与运行 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 多孔介质基质形态和孔隙结构 |
| 2.3.2 不同基质填料柱中渗透系数的变化 |
| 2.3.3 基质形态对多孔介质内流场的影响 |
| 2.3.4 不同孔隙结构中生物膜的生长和分布 |
| 2.3.5 生物膜对多孔介质水力特性影响 |
| 2.3.6 不同孔隙结构末期水力情况 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同水力与污染负荷对多孔介质生物堵塞影响规律研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验装置与方法 |
| 3.2.1 试验装置与运行 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同水力负荷下生物堵塞特征分析 |
| 3.3.2 不同进水浓度下生物堵塞特征分析 |
| 3.3.3 相同污染负荷下生物堵塞特征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 基质填料表面改性对多孔介质生物堵塞缓解能力的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验装置与方法 |
| 4.2.1 试验装置与运行 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 基质表面改性对生物堵塞过程影响 |
| 4.3.2 基质表面改性对生物膜剥离影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（10）玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 污/废水生物处理技术的概述 |
| 1.2.1 污/废水生物处理技术 |
| 1.2.2 生物接触氧化法的研究现状 |
| 1.2.3 生物膜载体的概述 |
| 1.3 玄武岩纤维载体的研究概述 |
| 1.3.1 玄武岩纤维的简介 |
| 1.3.2 玄武岩纤维载体在污/废水处理中的应用现状 |
| 1.4 玄武岩纤维载体的表面改性研究概述 |
| 1.4.1 BF表面改性技术的研究进展 |
| 1.4.2 BF载体表面改性方法的研究现状 |
| 1.4.3 生物膜载体改性方法的研究进展 |
| 1.5 改性玄武岩纤维载体与微生物间的相互作用 |
| 1.5.1 微生物在生物膜载体表面附着的影响因素 |
| 1.5.2 微生物与载体间相互作用的理论分析 |
| 1.6 本论文的研究目的和意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 本论文的研究内容、创新点和技术路线图 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线图 |
| 第二章 改性玄武岩纤维的制备及其表面性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 物理涂覆阳离子聚合物改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.3 化学接枝改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.4 液相沉积铁化合物改性玄武岩纤维的制备 |
| 2.2.5 改性玄武岩纤维的结构测试与性能表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 改性玄武岩纤维的化学组成成分分析 |
| 2.3.2 改性玄武岩纤维的微观形貌和元素分析 |
| 2.3.3 改性玄武岩纤维的亲水性和表面Zeta电位分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 改性玄武岩纤维载体的生物亲和性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 CTAC-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.3 CPAM-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.4 CMBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.5 DEA-MBF载体的生物亲和性能评价 |
| 3.2.6 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体的生物亲和性能的评价 |
| 3.2.7 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体表面固着的活性污泥内EPS的提取与组份成分分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CTAC-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.2 CPAM-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.3 CMBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.4 DEA-MBF载体的生物亲和性能分析 |
| 3.3.5 Fe-MBF-1和Fe-MBF-2 载体的生物亲和性能分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于扩展DLVO理论的细菌与改性玄武岩纤维间附着行为的机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及表征 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 表征分析 |
| 4.3 表面热力学分析 |
| 4.4 扩展DLVO理论基础 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 细菌附着的表面自由能变(ΔGadh)分析 |
| 4.5.2 E.coli与 BF/CPAM-MBF载体之间的相互作用势能分析 |
| 4.5.3 B.subtilis与 BF/CPAM-MBF载体之间的相互作用势能分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 改性玄武岩纤维载体的污水处理效果评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验原料 |
| 5.2.2 载体材料的制备 |
| 5.2.3 接种污泥与试验用水 |
| 5.2.4 试验装置 |
| 5.2.5 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 COD去除效果分析 |
| 5.3.2 氨氮去除效果分析 |
| 5.3.3 总氮去除效果分析 |
| 5.3.4 单个循环中氮素浓度随运行时间的变化规律 |
| 5.3.5 生物相分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间获得的主要科研成果 |
| 一、发表学术论文 |
| 二、专利 |
| 三、参加会议 |
| 四、科研项目 |
| 附录 |
| 附录 A 中英文缩写对照表 |
| 附录 B 溶液或培养基配方表 |
四、多孔填料表面物理特性对生物膜附着的影响（论文参考文献）
- [1]矿物棉填料孔隙率对生物滴滤池水处理效果的影响[J]. 孙文卓,樊桢汇,齐鲁,邵宇婷,刘国华,王洪臣. 环境工程学报, 2022(01)
- [2]好氧流化床生物膜反应器中多相流动传质与污水处理机制研究[D]. 任杰辉. 西安理工大学, 2021(01)
- [3]不同表面改性方法强化聚氨酯载体生物挂膜及除污染性能的试验研究[D]. 张清宇. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [4]生物接触氧化-吸附组合工艺对农村生活污水中磷的去除研究[D]. 田双超. 东北电力大学, 2021(09)
- [5]炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究[D]. 周颖. 浙江大学, 2021
- [6]鱼类养殖废水处理工艺优化设计与应用研究[D]. 霍静. 三峡大学, 2020(06)
- [7]煤化工废水中典型难降解有机污染物生物强化处理工艺研究[D]. 孙国平. 郑州大学, 2020(02)
- [8]填料内部空间尺度对生物膜动态生长的影响[D]. 林睿. 安徽工业大学, 2020(08)
- [9]基于二维孔隙结构的多孔介质生物堵塞过程及机理研究[D]. 翁时超. 浙江大学, 2020(09)
- [10]玄武岩纤维载体表面改性及其污水处理效果研究[D]. 张晓颖. 江苏大学, 2020(01)