一、氮的污染及生物脱氮技术研究进展（论文文献综述）
艾胜书[1]（2021）在《基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究》文中指出传统生物脱氮除磷工艺在完成脱氮除磷过程,多数是在两个或多个独立的反应装置中进行,或是在时间上造成交替好氧和缺氧环境的同一个反应装置中进行,工艺存在建设投资和运行费用较高,占地面积大等特点。而寒区城市污水处理往往还存在冬季低温运行不稳定、进水碳氮比低和耐冲击负荷能力差等问题。本文在总结污水生物脱氮除磷理论与技术研究和应用的基础上,从构建反应器内混合液循环流态强化活性污泥性能和提升物质传递利用效率的角度出发,研制了一种在同一空间内同时存在不同氧环境原位污染物同步去除的气升式微压双循环多生物相反应器（Airlift Micro-pressure Dual-circulation Bioreactor,AL-MPDR）。为了探明AL-MPDR的污水处理性能及污染物同步去除机理,为反应器的推广应用奠定理论与技术基础,本文开展了反应器流场特性研究和不同规模城市污水处理性能研究。首先,利用数值模拟和反应器实测手段研究了AL-MPDR的流场特性。研究表明:数值模拟的反应器液相循环流态随着曝气强度增大逐渐呈现中间流速低,四周流速高趋势,且在曝气量为0.6m3/h时,液相循环流态最稳定,中心区域流速最低,并以反应器主反应区几何中心呈均匀对称分布。通过流态清水验证试验进一步证明了反应器内能够形成循环流态,且循环时间随曝气强度增大而变小。而受反应器内液相流态的影响,反应器内不同区域标准氧总转移系数KLas差异也较大,在曝气量为0.6m3/h时,KLas变化差异最大,外围区域达到0.4529,中心区域只有0.1822,此时的液相流态最稳定。也正因为反应器内的特殊循环流态,致使反应器具有了以中心区域溶解氧值低、外围区域溶解氧值高的氧梯度分布规律,和中心区域高、外围区域低、反应器出口更低的污泥浓度分布规律的流场特性。在结合反应器流场特性研究的基础上,对反应器污染物同步去除性能及机理进行研究。研究表明:在曝气强度分别为0.104 L/（min·L）、0.156 L/（min·L）和0.208 L/（min·L）,水力停留时间（hydraulic retention time,HRT）分别为8h、10h、12h和14h的运行条件下,AL-MPDR均表现较强的碳氮磷同步去除效果,并以同步硝化反硝化的脱氮机制完成了氮的去除。反应器内的氧梯度环境是影响反应器内不同区域微生物群落存在差异性的主要因素,特殊的流场特征使反应器内同时富集了具有硝化功能的Haliangium和Nitrospira、反硝化功能的Acinetobacter和Zoogloea、以及反硝化除磷功能的Rhodoferax和Aeromonas等多种功能菌属完成污染物的同步去除,且系统具备完整的有机物、氮磷代谢途径。针对我国城市污水存在低温、低C/N的特征,结合AL-MPDR具有的流场特性及脱氮除磷机制,分别研究了低温和低C/N下的AL-MPDR污染物同步去除性能及机制。研究结果表明:针对我国北方城市污水四季温度变化大特点,采取常温低污泥浓度、低温高污泥浓度的运行模式。反应器稳定运行后出水COD、NH4+-N、TN和TP分别保持在40mg/L、5mg/L、15 mg/L和0.5 mg/L以下,仍保持较强的污染物同步去除性能。低温下反应器内TTC脱氢酶活性降低,胞外聚合物含量增加。但随着温度的降低和运行条件的改变,反应器内Bacteroidetes、Gemmatimonadetes、Nitrospirae和Firmicutes菌门相对丰度增大,一些耐冷、嗜冷菌属,如Flavobacterium、Zoogloea和Rhodobacter相对丰度也明显增大。此外,Haliangium、Nitrospira和Aeromonas等脱氮除磷功能菌群的相对丰度也略有增加。这些功能菌属在反应器内富集,形成优势菌群,保证了反应器低温运行效果。在进水C/N比为3.2～9.4之间运行条件下,反应器均保持较高的有机物、氮磷污染物同步去除能力。随着C/N比降低,反应器内活性污泥沉降性能并未受到显着影响,只是小粒径污泥占比越来越多,但反应器内同步硝化反硝化效果并未受缺氧微环境的影响,此时的平均SND率仍为88.67%。反应器内微生物群落丰度和多样性随C/N比降低均略有升高,Denitratisoma、Thauera和Aeromonas等特殊功能菌属在反应器内富集,并且相对丰度提高,使系统可能存在短程硝化反硝化、自养反硝化和反硝化除磷等生物脱氮除磷机制,进而大大降低了反应器生物系统对碳源的需求,确保了反应器在低C/N比下的运行效果。在实验室小试研究基础上,对AL-MPDR装置进行了为期368天的现场中试性能研究。结果表明:在进水水温为6.9～16℃,COD、NH4+-N、TN和TP分别为111.30～2040.00mg/L、5.33～15.15mg/L、14.31～40.97mg/L和1.89～13.12mg/L的水质、水温波动较大的情况下,中试运行出水各项指标均优于（GB18918-2002）一级A排放标准,表现出较高的污染物同步去除效果及较强的抗冲击负荷能力。中试的AL-MPDR装置内混合液流态更趋于稳定,反应器内微生物群落具有较高的丰度和多样性,且不同区域微生物群落差异性较大。相比传统生物脱氮除磷工艺,AL-MPDR具有相似的优势菌群结构,不同的是相对丰度占比较高的优势菌门数量更多。在中试装置内同样富集了具有脱氮和除磷功能菌属,如Thermomonas、Terrimonas、Dechloromonas、Thaurea和Dechloromonas等。
李彬娟[2]（2021）在《部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究》文中研究表明为了开发经济高效的低浓度氨氮废水处理工艺,本研究首先分别在序批式活性污泥反应器（SBR）以及连续式生物滤柱反应器中探究了部分亚硝化工艺的启动和运行参数;然后在连续式厌氧氨氧化生物滤柱反应器中（CABR）探究了经部分亚硝化工艺处理的低浓度含氮废水的启动策略和脱氮性能,以期为两段式部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺处理低浓度氨氮废水提供技术支撑。论文主要研究结果以及结论如下:（1）采用SBR维持进水NH4+-N浓度150±5 mg/L条件下,通过间歇曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅19 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段SBR平均出水NH4+-N与NO2--N浓度分别为66.49和63.17 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值维持在0.84～1.05,平均NO2--N积累率（NAR）高达93.25%。当降低进水NH4+-N浓度至75±5 mg/L时,间歇曝气和连续曝气模式下,平均出水NAR分别为95.40%和95.04%,均可稳定地实现部分亚硝化。（2）进行部分亚硝化的SBR,进水NH4+-N降低至60±5 mg/L时,当水温从32℃梯度降温至27℃和22℃时,随着水温的降低,平均NAR由85.80%降至61.01%和30.45%,表明温度的降低不利于部分亚硝化的进行。（3）维持部分亚硝化生物滤柱反应器（PNBR）进水NH4+-N浓度为105±5mg/L,在HRT为4 h时,采取连续曝气下并逐渐增加曝气量的方式,仅12 d即可成功启动部分亚硝化。稳定阶段平均出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为44.24和54.78 mg/L,出水NO2--N与NH4+-N比值为0.98～1.37,平均NAR高达99.14%。但当进水NH4+-N降为60±5 mg/L时,HRT缩短为2 h和1 h时,平均NAR分别为99.26%和10.08%。（4）维持PNBR进水NH4+-N浓度为60±5 mg/L,在HRT为1 h下添加1mmo L/L氯酸钾,当水温从30℃梯度降温至25℃和20℃时,随着温度的降低,平均NAR由75.57%升高至82.89%和85.23%,表明添加1 mmo L/L氯酸钾时,梯度降温（30℃→25℃→20℃）并不会影响部分亚硝化性能。（5）CABR重启阶段,控制进水NH4+-N和NO2--N分别为50±3和50±3mg/L,通过逐级缩短HRT的启动策略,进水NLR从0.29提高至2.43 kg-N/（m3·d）仅需21 d,且出水TN浓度小于15 mg/L。运行阶段降低进水NH4+-N和NO2--N分别为28±2和28±2 mg/L,逐步缩短CABR的HRT至20 min,此时NLR为4.20±0.10 kg-N/（m3·d）,稳定阶段TN平均去除率稳定在86.33%;当HRT为20 min时,继续降低反应器水温至25℃,稳定阶段TN平均去除率仍可稳定在86.42%。（6）CABR沿程水质测定结果显示,厌氧氨氧化作用主要发生在反应器0～20cm区段,其颗粒污泥和生物膜的生物量浓度分别为17.41和8.61 g/L,且对应的厌氧氨氧化菌活性（SAA）分别为0.43和0.28 g/（g-VSS·d）。微生物高通量测序结果表明,反应器不同区段厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia均为优势菌种。其中,0～20 cm段颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占31.34%和34.05%;20～47 cm颗粒污泥和生物膜中Candidatus Brocadia分别占25.43%和29.67%。
杨婷[3]（2021）在《Bacillus subtilis JD-014好氧反硝化脱氮与调控机理研究》文中研究指明含氮物质的大量排放是导致水环境持续恶化的原因之一,目前氮素污染物的日益积累已经严重破坏了生态平衡,并进一步威胁到人类的健康安全。因此,如何有效控制水体中的氮素污染已成为当前环境治理领域所面临的一个重要挑战。生物脱氮技术已被证实是处理含氮污染物最经济高效且绿色环保的方法,并已得到广泛应用。伴随好氧反硝化菌的发现,生物脱氮技术有望被进一步的优化。而针对该类功能菌株开展好氧反硝化代谢途径和调控机制的系统解析,可为进一步提高脱氮效率以及促进其实际应用提供重要的参考依据。因此,本研究在筛选出好氧反硝化芽孢杆菌的基础上,综合利用基因组和转录组分析技术,通过借助分子生物学操作手段,对脱氮代谢途径中的关键基因进行挖掘和功能验证,探究其调控机制。主要研究结果如下:1.从不同环境来源的样本中分离筛选出4株具有好氧反硝化功能的芽孢杆菌,通过16S r DNA序列比对及系统发育分析,初步鉴定为Bacillus pumilus JD-005,Bacillus subtilis JD-014,Bacillus paralicheniformis JD-016和Bacillus subtilis JD-017;以上菌株对硝态氮、亚硝态氮和氨氮等不同形式的氮源都有很好的降解效果。同时,在多种含氮物质共存的条件下,上述菌株均能表现出良好的好氧反硝化特性。根据脱氮性能,以菌株JD-014为目标菌株,分别从气态氮物质的产生、氮平衡估算以及功能基因的分析等方面初步证实JD-014具备好氧反硝化代谢途径。2.通过Pac Bio RS II测序平台成功完成了菌株JD-014的基因组测序,全长数据已上传NCBI,登录号为CP045478-CP045479。JD-014基因组上包括了一个4,215,417 bp的环状染色体和84,215 bp的质粒,GC含量分别为43.51%和35.11%。共有4324个编码基因,其中染色体上有4223个,质粒上存在101个。通过注释及比对分析,发现JD-014基因组上共有43个基因参与到氮代谢通路,其中与好氧反硝化途径相关的潜在基因有9个。通过将JD-014与近缘菌株B.subtilis 168相比,二者反硝化功能基因同源性为100%,但脱氮能力完全不同。菌株JD-014与168在脱氮过程中的细胞形态以及基因组上成分的差异可能是影响其脱氮性能不同的重要原因。3.利用温敏型质粒p NZT和FLP/FRT位点重组系统的同源重组方法对JD-014好氧反硝化代谢途径中相关的候选功能基因敲除,并对其功能进行回补验证。发现当编码硝酸盐还原酶的4个候选基因被敲除后,突变菌株脱氮率降低了12.72-31.64%;而在将编码一氧化氮还原酶的2个候选基因以及编码氧化二氮还原酶的2个候选基因敲除后,对比原始菌株JD-014的N2生成量,除1株突变株无明显差异外,其余3株突变株的生成量分别降低了14.32-18.42%。此外,在JD-014基因组上还发现了氮代谢过程中一个新型编码亚硝酸盐还原酶的关键基因nirsir,敲除后的突变体无法降解NO2--N,而回补后菌株脱氮性能再次恢复,也能通过好氧反硝化过程生成N2;在进一步对其过表达后,菌株降解NO2--N以及N2生成量又有所提高,表明nirsir是JD-014上参与氮代谢过程中一个重要的功能基因。4.对JD-014在好氧反硝化过程中的转录组进行测序分析后发现,低浓度硝酸盐诱导下的好氧反硝化过程共有567个基因发生差异表达,其中349个上调表达,218个下调表达;而在高浓度硝酸盐脱氮组中,则产生更多的差异表达基因（1046个）,其中上调599个,下调447个。通过对脱氮过程相关的差异表达基因进行分析,发现参与电子传递链与碳代谢相关的差异基因表达上调会为好氧反硝化的进行提供更多的电子和能量;与细胞运动相关的差异基因表达上调使得菌株JD-014在对氮素污染物的降解过程中具有更好的环境适应性;好氧反硝化的进行也受与编码膜转运、转录调控相关差异基因的表达水平影响。5.菌株JD-014在丁二酸钠和柠檬酸钠为碳源,C/N为10-25,温度为37℃,转速为150-200 r/min,盐度为1%以下时具备最佳的好氧反硝化性能。此外,JD-014还具有较好的亚硝酸盐耐受性,在NO2--N高达200 mg/L时脱氮率仍可达到50%左右。利用连续式反应器考察了菌株JD-014处理人工模拟废水的性能,发现JD-014在不断连续循环的反应器体系下,对NO3--N和NO2--N的最大去除率可以高达98.91%和81.99%,上述结果表明JD-014具备在大规模脱氮处理过程中的应用潜能。
周佳敏[4]（2021）在《水源水库低C/N铁氧化反硝化菌群筛选及脱氮特性研究》文中认为水库作为人们日常生活中的主要供水水源,在一定程度上遭受到了不同程度的破坏,严重的已经不能作为供水水源,而氮素污染是导致水体富营养化的主要原因之一。本文从李家河和黑河水库沉积物中筛分出在低C/N条件下能够高效脱氮的铁氧化反硝化菌群,并对铁氧化反硝化菌群的种群结构及脱氮特性进行鉴定与分析,同时探究铁氧化反硝化菌群在不同环境条件下的脱氮特性,采用响应曲面法优化构建铁氧化反硝化菌群最佳脱氮效率模型,再对铁氧化反硝化菌群代谢产物进行分析,将铁氧化反硝化菌群脱氮技术与微生物固定化技术相结合,探究固定化系统对铁氧化反硝化菌群脱氮效能的影响。主要得到以下结论:（1）从水库沉积物中成功筛分出3组在C/N为1.8的条件下能够高效脱氮的铁氧化反硝化菌群Z3-2、Z3-12和Z3-18,采用Illumina Mi Seq PE300高通量DNA测序测定分析铁氧化反硝化菌群的结构组成。结果表明,3组铁氧化反硝化菌群的结构组成相类似,其中属于铁氧化菌的动胶菌属（Zoogloea）占比最大,分别为74.28%、71.27%和69.25%,其次是Fe（III）还原菌Geothrix。通过对3组铁氧化反硝化菌群脱氮特性研究可知,3组铁氧化反硝化菌群均具有高效的脱氮效能,反应78h后,铁氧化反硝化菌群Z3-2、Z3-12和Z3-18的硝酸盐氮去除率分别为99.82%、99.80%和99.85%,总氮去除率分别为89.91%、89.99%和90.95%,且在反硝化的整个过程中并没出现亚硝氮和氨氮积累的现象。（2）探究铁氧化反硝化菌群在不同温度、pH、C/N、Fe2+浓度下的脱氮特性,实验结果表明,3组铁氧化反硝化菌群在温度为25～40℃,pH 6.5～8.0,C/N 1.8,Fe2+浓度30mg/L时对亚铁氧化和氮素的去除效果较好。采用响应曲面法确定铁氧化反硝化菌群反硝化作用的最优条件。结果表明在初始pH值为6.09,温度为28.60℃,C/N为2.87,Fe2+浓度为36.82mg/L的条件下,铁氧化反硝化菌群对总氮去除率达到最大为98.73%。（3）对铁氧化反硝化菌群代谢产物进行扫描电镜-EDS分析,结果显示代谢产物中主要含有的物质有C、N、O、P、Ca、Fe等元素,其中C含量最高占比达35.34%,其次是O占比为24.11%,Fe元素占比为19.11%,P占比为15.81%,Ca和N的占比分别为4.32%和2.2%。经XRD观测分析之后得出铁氧化反硝化菌群代谢产物中主要是八水合磷酸亚铁（Fe3（PO4）2（H2O）8）和一些无定形铁氧化物。（4）将微生物固定化技术与铁氧化反硝化菌群脱氮技术相结合,通过扫描电镜的结果可知,铁氧化反硝化菌群均能良好地固定在13种固定化载体材料的表面或者内部。在相同体积条件下,载体上微生物数量远大于游离条件下微生物量。固定化系统脱氮特性、重复使用性及环境因子对固定化菌群脱氮性能实验表明,铁氧化反硝化菌群固定之后脱氮性能有所提高且固定化载体在低温、弱酸性条件下对3组铁氧化反硝化菌群均起到缓冲保护作用。
雷欣[5]（2021）在《铁元素对厌氧氨氧化低温脱氮性能及微生物群落的影响》文中研究说明厌氧氨氧化是厌氧条件下厌氧氨氧化菌将氨氮和亚硝态氮转化为氮气的生物过程,具有节能降耗、运行费用低和剩余污泥量少等优势,是近些年污水脱氮领域研究的热点。作为厌氧氨氧化的主要功能微生物,厌氧氨氧化菌是一种自养型微生物,生长速度慢,富集程度低,易受环境因素干扰。其中,低温环境导致的脱氮效能恶化是厌氧氨氧化技术推广应用的主要瓶颈问题。铁不仅是环境中普遍存在的金属元素,也是微生物生长所需的营养元素之一。本研究通过批试验优化低温下Fe2+和nZVI的投加量,然后搭建连续性厌氧试验装置分别考察低温胁迫下（15℃）Fe2+和nZVI对厌氧氨氧化菌活性和微生物群落的影响。主要结论如下:（1）Fe2+对厌氧氨氧化低温活性的影响。批试验结果表明,低温时厌氧氨氧化菌对铁元素的需求增加;15℃时,Fe2+最优投加量为10 mg Fe2+/g VSS,厌氧氨氧化污泥SAA值（0.04 g N/g VSS/d）升高约40%。连续投加10 mg Fe2+/g VSS能显着提升脱氮效率,且对Anammox氮去除促进作用呈现出先显着提升后上下波动再下降的周期性变化。Fe2+能有效调节水环境中p H;维持系统ΔNO2--N/ΔNH4+-N在1.32左右;并参与反硝化过程进而使得ΔNO3--N/ΔNH4+-N基本上小于0.26。系统内唯一的厌氧氨氧化功能菌属是Candidatus Brocadia。（2）nZVI对厌氧氨氧化低温活性的影响。低温时厌氧氨氧化菌对nZVI的需求量存在最优值。低温下（10℃-15℃）10 mgnZVI/g VSS对厌氧氨氧化污泥SAA值在短时间内的提升效果显着,SAA最高提升30%。添加10 mgnZVI/g VSS的连续试验过程中,第1-4个周期内脱氮效果显着提升,从第5个周期开始系统脱氮效果下降,分析nZVI对氮去除率的促进作用更多体现在瞬时刺激作用,长期呈现抑制作用。添加Fe2+能有效恢复nZVI-Anammox系统脱氮性能。nZVI-Anammox系统厌氧氨氧化菌属Candidatus Brocadia的相对丰度高于对照组。（3）Fe2+和nZVI对厌氧氨氧化低温脱氮工艺的差异作用机制解析。15℃时,相比nZVI,Fe2+更有利于系统污泥浓度和污泥颗粒粒径增加,但Fe2+-Anammox试验组MLVSS/MLSS比值较低。SEM结果表明,Fe2+-Anammox试验组内的污泥表面有大量孔隙,而nZVI-Anammox试验组污泥观察到针状形式的聚集体;XRD结果表明,Fe2O3是污泥中主要的铁氧化物。铁主要累积在污泥Pellet组分中,富集Fe2+的颗粒状污泥在低温脱氮效率上的贡献度最大。虽然nZVI-Anammox试验组中功能基因hzs B数目最多,但nZVI产生的负面影响降低厌氧氨氧化污泥活性,导致脱氮效果不佳。添加Fe2+有利于提高微生物群落中嗜冷菌Psychrobacter、铁还原菌（Pseudomonas）和铁氧化菌（Aquabacterium）的相对丰度。
万佳铭[6]（2021）在《一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究》文中进行了进一步梳理近年来,一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺（PN-A）因其高效低耗的特点而受到国内外学者的广泛关注。该工艺已成功应用于处理高氨氮浓度废水。但对于中低浓度废水的处理大多数停留在实验室或者中试阶段,实际工程应用等报道较少。并且由于厌氧氨氧化菌（Anammox Bacteria,AnAOB）生长缓慢,PN-A反应器的启动缓慢。本文针对中低氨氮浓度的PN-A工艺的启动和稳定运行展开研究。本实验采用序批式活性污泥法（Sequencing Batch Reactor,SBR）反应器培养耦合污泥,通过在实现了中低浓度短程硝化的反应器中接种具有高效能力的厌氧氨氧化颗粒污泥,形成好氧氨氧化菌（Ammonia Oxidation Bacteria,AOB）与AnAOB耦合系统,维持系统的稳定性,按照完全硝化→高负荷短程硝化→中低负荷短程硝化→一段式短程硝化-厌氧氨氧化启动的运行方式,能够较快地启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化反应器,并且稳定运行90天。主要结论如下:（1）硝化反应器启动阶段,投加2.5 L的悬浮塑料填料,通过7 d的运行,硝化反应成功启动,进水NH4+-N浓度为100 mg/L、温度为30～32℃,保持水力停留时间（HRT）在6h,氨氮去除效果较好,NH4+-N的去除率迅速提升至99%,氨氮去除负荷为0.2kg N/（m3·d）左右。出水NO3--N浓度在20～30mg/L之间,亚硝酸盐累积率较低,说明反应器内的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）仍然具有较高的活性。需要在后续运行过程,继续抑制NOB的生长,以利于短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应的实现。在本阶段溶解氧浓度较高,导致反应器内的NOB活性较高。在后续实验中,将通过提高进水氨氮的负荷,来提高溶解氧的消耗速率,在相同充氧能力条件下,可以降低溶解氧浓度,提高对NOB的抑制。（2）在硝化反应器成功启动后,保持反应器HRT不变,进水氨氮浓度呈梯度上升。在高浓度短程硝化反应启动阶段,实现了进水氨氮负荷（NLR）1.9kgN/（m3·d）条件下,短程硝化率为77.31%,氨氮去除率稳定在90%左右。大部分污泥呈絮状分布,絮体污泥颗粒化较少,污泥颗粒较小,呈现出高度不规则形状,絮状污泥呈深褐色。污泥的粒径分布没有明显的规律,从最小0.35～1.5 μm粒径的污泥絮体到最大250 μm粒径左右的微生物聚集体。但是进水氨氮浓度较高（952.87mg/L）,溶解氧浓度也较高,不能满足中低浓度条件下短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动。需要在中低浓度条件下,实现短程硝化,并且进一步降低溶解氧浓度,以满足短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动的需要。（3）中低浓度短程硝化反应器启动阶段,从硝化反应器中接种0.5 L实现了高浓度短程硝化的絮体污泥,投加700mL的悬浮塑料填料,实验控制进水基质浓度和降低溶解氧浓度两种方式经过60天的运行,进行了进水NH4+-N浓度最低为112.01 mg/L条件下的短程硝化,短程硝化率为79.78%,NLR为224.02 gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化;在溶解氧浓度为0.8 mg/L条件下,仍然能够实现0.45 kgN/（m3 d）左右的氨氮去除负荷;AOB的活性增加至1.643 kgN/（m3·dMLVSS）,而NOB活性基本维持稳定在 0.0712 kgN/（m3·dMLVSS）～0.0833 kgN/（m3·dMLVSS）。AOB 活性远远大于NOB活性,NOB菌的活性受到抑制,反应器已经具备中低浓度条件下启动一段式短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器的条件。中低浓度短程硝化反应器启动初期混合液悬浮固体（MLSS）为1.31 g/L,挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）为0.59 g/L,MLVSS/MLSS为0.45,反应器运行结束时,MLSS为1.33 g/L,MLVSS 为 0.71g/L,MLVSS/MLSS 为 0.53。（4）在中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器启动和运行阶段,启动初期,在短程硝化反应器中接种0.2L厌氧氨氧化颗粒污泥,氨氮去除率波动较大,这可能是由于接种污泥培养环境的改变,在低溶解氧和低进水基质浓度条件下,短程硝化反应受到严重抑制,AOB和AnAOB的活性得不到充分的利用。提高耦合反应器内溶解氧后,AOB活性迅速恢复,实验经过110天的运行,进行了进水浓度为100mg/L左右、HRT为8h的条件下的短程硝化-厌氧氨氧化,NLR为120～160gN/（m3·d）,实现了中低浓度条件下的短程硝化-厌氧氨氧化;持续降低溶解氧浓度,在溶解氧浓度为0.22 mg/L条件下,仍然能够实现93%左右的氨氮去除率,TN去除率缓慢增加至80%左右,短程硝化和厌氧氨氧化协同作用;AOB活性在1.216 kgN/（m3·dMLVSS）,NOB活性基本维持稳定在 0.0714 kgN/（m3·dMLVSS）,反硝化细菌（Denitrifying Bacteria,DNB）活性在 0.0756 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 活性在 0.4032 kgN/（m3·dMLVSS）,AnAOB 只有在缺氧条件下才表现出活性,在好氧条件下并不具有活性。反应器成功实现了中低浓度条件下启动短程硝化-厌氧氨氧化耦合反应器。在耦合反应器启动初期MLSS为1.33 g/L,MLVSS为0.71 g/L,MLVSS/MLSS为0.53,最终反应器 MLSS 为 2.09 g/L、MLVSS 为 1.51 g/L、MLVSS/MLSS 为 0.72,反应器内生物量有所增加。
马奔[7]（2021）在《好氧反硝化菌脱氮过程研究》文中认为氮素化合物积累导致的水体水质恶化已经严重影响到生态平衡和人类健康,因此治理水体中的氮素污染已经成为当下重要的研究热点。水体中的氮素循环主要是由微生物驱动,因此生物脱氮是治理水体中氮素污染的重要途径。好氧反硝化菌作为一种广泛存在于自然生境中的微生物对于水体污染的治理和修复具有极为重要的意义。另一方面,由于对环境中的有机污染持续有效的治理,污染水体和微污染水体中的有机污染浓度持续降低。因此,添加外源无机电子供体来替代有机营养是一种环保且经济的方式。本研究基于添加外源电子供体（合成微生态系统）强化活性污泥/沉积物中的反硝化菌群提高在污染水体的脱氮性能,并通过高通量测序和实时定量PCR技术来探究这一过程对反应系统中微生物的影响,以期为低C/N水体治理提供实践的支撑;并从水源水库样品中筛选出一株具有好氧反硝化能力的放线菌,对其脱氮除碳能力及氮平衡能力进行探究,研究了其碳源代谢能力,以期探明好氧反硝化放线菌的代谢能力并为微污染水治理提供新的菌株来源。本研究的主要成果如下:（1）合成微生态系统强化活性污泥脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统（SM）协同活性污泥对低C/N污染水体中硝氮去除率较缺乏电子供体的对照组提高了40%以上。实时定量PCR结果显示添加合成微生态系统,活性污泥中反硝化功能基因的丰度得到了显着的升高,丰度上升近2.7倍。高通量测序结果显示活性污泥样品中的优势菌门均为变形菌门,优势菌纲为放线菌纲、变形杆菌纲、Chloroflexia;优势菌科为红杆菌科、Zoogloeaceae、叶瘤菌科、假单胞菌科。共生网络分析显示添加合成微生态系统的反硝化菌群内部具有更多层次的共生系统,且各菌属之间的相互作用呈现更积极的作用,在添加SM的实验组中一些兼具反硝化与无机电子转移的功能菌（Paracoccus、Thauera、Achromobacter、Alicycliphilus、Nitrosospira、Ochrobactrum）处于更优势的模块。（2）合成微生态系统强化水库沉积物脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统（SM）协同水源水库沉积物对低C/N污染水体的脱氮效率较缺乏电子供体的对照组脱氮效率提高了约60%。添加SM后沉积物中反硝化菌群对CODMn具有更高的去除能力,说明添加SM后反硝化菌群更加活跃。高通量测序显示水源水库沉积物样品中的优势菌门为变形菌门。优势菌科为β-变形菌科、α-变形杆菌科、变形菌科。共生网络分析可以看出在添加SM后菌属Pseudomonas、Thiobacillus、Cupriavidus、Thauera、Azospirillum在共生网络中由非优势模块转化为优势模块,它们的优势生长说明了添加SM后沉积物中反硝化菌群对无机电子供体的利用能力得到了显着的提升,进而对硝化反硝化作用提供了电子供体。通过第二周期的批示实验,可以看出合成微生态系统系统协同水源水库沉积物对低C/N水体中硝氮去除能力较第一个周期有一定差异,脱氮效率提高了约40%。（3）合成微生态系统强化景观水体沉积物脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统协同景观水体沉积物对低C/N污染水体的脱氮效率较缺乏电子供体的脱氮效率提高了约55%。高通量测序显示沉积物中的优势菌门为变形菌门。优势菌科为红杆菌科、Zoogloeaceae、叶瘤菌科、假单胞菌科。共生网络分析显示菌属Rhodanobacter、Ochrobactrum、Halomonas、Thiobacillus及Rhodobacter的优势生长反应了添加SM后沉积物中对无机电子供体的利用能力及环境的适应能力更强的反硝化菌属得到了更加优势的生长,进而提高了反硝化作用的效率。第二周期的批示实验显示SM协同景观水体沉积物对不同初始硝氮浓度景观水体原水中硝氮的去除能力较未添加SM的对照组最高提高了48.36%,可以看出脱氮效率的提升较第一周期有一定的差异,这可能与原水中复杂的营养环境有关。（4）好氧反硝化放线菌的反硝化性能、代谢活性及原水处理目前,放线菌的好氧反硝化特性的研究还鲜见报道。筛选出一株具有高效好氧反硝化能力的放线菌,鉴定为链霉菌属（Streptomyces sp.）,命名为Streptomyces sp.XD-11-6-2。该菌株对低营养反硝化培养基中总氮（TN）的去除率为93.32%,总有机碳（TOC）的去除率为90.41%。氮平衡分析结果表明约77.87%的初始硝酸盐转化为气态氮产物,15.67%的初始硝酸盐转化为生物氮。Biolog-ECO微生态平板显示菌株XD-11-6-2对羧酸、胺和多糖类碳源的利用能力较强。对城市内湖原水的实际TN去除率最高为74.86%。
王泽民[8]（2021）在《一种新型缓释填料的制备及其在生物脱氮系统中的应用》文中进行了进一步梳理随着社会的进步与发展,生活污水、工业废水不断排入自然水体,导致水体中含氮污染物过高,这不仅对水生生态系统的稳定产生负面作用,还造成了全球水资源短缺的加剧,所以研究污水脱氮新技术刻不容缓。利用生物法处理低C/N生活污水通常因为碳源缺乏致使脱氮效率不佳,通过添加碳源物质是解决该问题的有效途径,其中植物缓释碳源具有很大的研究价值以及应用前景。因此,本论文以芦竹/竹子作为原材料,对其进行不同碱度、不同浸泡时间的改性处理,制备新型缓释碳源填料,通过静态释放试验以及表征手段,掌握它们的释碳性能等理化性质,并得到应用于A2/O缺氧池的新型缓释填料;通过A2/O反应器运行试验,了解新型缓释填料对生物处理低C/N生活污水脱氮的强化作用,进而为新型缓释填料的实际应用提供技术支撑。本论文主要结论如下:（1）相较于原材料,碱改性芦竹/竹子具有更好的释碳能力,其中选定芦竹作为原材料进行改性处理,改性条件为碱度6%、浸泡时间6 h,在此条件下获得的新型缓释填料具有最好的释碳性能,其COD静态释放量最大,平均每天释放量为1.31 mg/g,可作为应用于生物脱氮研究的碳源填料。竹子在碱度0.5%、浸泡时间12 h改性条件下获得最大COD静态释放量,为1.22 mg/g。（2）碱改性处理改善了芦竹/竹子表面理化性质,提高了材料的释碳能力,且表面粗糙程度的增加为微生物营造了更加适合的附着条件,有利于提高生物脱氮效率。碱改性也促进了木质素的分解,其中芦竹表面木质素含量下降了7.2g/100g,竹子表面木质素含量下降了5.6 g/100g。（3）新型缓释填料显着提高了A2/O生物系统的脱氮效能,TN平均去除率达到66.7%,比缺氧池不添加任何碳源的对照组提高了14.0%,比添加原料芦竹碳源的反应器提高了6.9%,该结论主要与新型缓释填料的高释碳性能有关。（4）碱改性处理能够促进芦竹表面脱氮微生物的生长。新型缓释填料表面微生物优势菌门数量增加,主要包括放线菌门（10.53%）、变形菌门（20.05%）、绿弯菌门（12.29%）、拟杆菌门（19.34%）和厚壁菌门（16.72%）,且新型缓释填料表面脱氮相关优势菌门数量最多,包括变形菌门、绿弯菌门、拟杆菌门和厚壁菌门,且它们所占比例最高,为68.40%;改性芦竹表面的反硝化功能基因拷贝数最高,为2.38×109 Copies/g。（5）在HRT为8 h、11 h和14 h条件下三个A2/O反应器的TN平均去除率分别是58.6%、56.4%与48.3%,HRT为8 h和11 h时二者的TN去除率接近,HRT为14 h条件下系统的脱氮效率明显降低,所以,从工程经济性以及脱氮效能角度综合考虑,优选HRT为8 h的运行条件。综上所述,作为新型缓释填料,碱改性芦竹具有优良的释碳能力,将其添加到A2/O生物系统缺氧段,可以明显提高系统脱氮效率,具有重要的研究价值与应用前景。
陈昊[9]（2021）在《间歇曝气下河流生物脱氮途径及微生物垂直特征分析》文中研究表明氮污染是造成河流富营养化的主要原因之一,而间歇曝气是一种高效节能的脱氮技术。目前关于河流中间歇曝气脱氮的研究大多局限于脱氮效果,忽视了间歇曝气下河流内部脱氮途径以及环境因子对氮转化功能微生物种群特征的影响。而间歇曝气下河流脱氮途径及氮转化功能微生物的研究是揭示河流生物脱氮的根本。因此,该试验采用对河流上覆水进行间歇曝气的方法,研究间歇曝气过程中河流中各理化指标的变化规律;采用高通量测序技术分析微生物种群结构和丰度的变化;利用冗余分析及变差分解法研究间歇曝气条件下河流生物脱氮过程中环境因子对河流上覆水及底泥中功能微生物的影响;揭示间歇曝气下河流中生物脱氮途径及微生物种群垂直特征,为间歇曝气提高河流生物脱氮效率及河流生物脱氮机理的研究提供参考。主要研究结果如下:（1）对河流上覆水进行间歇曝气,研究了河流的生物脱氮途径。结果表明,在第一次曝气期,上覆水中NO2--N和NO3--N的积累量分别为26.08 mg/L和6.59 mg/L;而在第二次曝气期,上覆水中NO2--N和NO3--N积累量分别为11.14 mg/L和12.21mg/L,两次曝气期上覆水中氮的转化存在明显差异。在第一次停曝期,脱氮过程中伴随着NO2--N、NO3--N含量的降低,COD含量有一定程度的降低,呈现出厌氧氨氧化为主,异养反硝化和硫自养反硝化为辅的脱氮特征;在第二次停曝阶段,TN浓度也明显降低,但上覆水中COD消减量较小,SO42-浓度升高较为明显,Fe2+浓度变化不大,呈现出明显的硫自养反硝化与厌氧氨氧化为主,异养反硝化为辅的脱氮特征。（2）利用高通量测序技术研究上覆水中功能微生物种群结构特征。结果表明,在第一次曝气期,Brevundimonas丰度上升了32.6%,Nitrococcus丰度只上升了16.1%,这是造成上覆水中NO2--N显着积累的主要原因;在第二次曝气期,Brevundimonas丰度上升了6.6%,而Nitrococcus丰度上升了32.1%,从而导致了NO2--N与NO3--N积累量相似。此外,在第一次停曝期,厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia丰度的显着提升是造成本阶段主要脱氮方式为厌氧氨氧化的重要原因;而在第二次停曝期,脱硫反硝化菌Thiobacillus与厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia丰度的明显增加也从微生物角度阐释了此阶段脱氮方式以硫自养反硝化与厌氧氨氧化为主。（3）采用冗余分析及变差分解探究上覆水中环境因子对功能微生物的影响。结果表明,硝化细菌Nitrococcus和Brevundimonas的丰度与DO含量呈现正相关关系;DO、NO2--N含量过高的上覆水环境对Arcobacter、Pseudomonas、Pseudohongiella、Thiobacillus、Candidatus Brocadia菌属的生长有抑制作用。上覆水中DO、NO2--N及NH4+-N共同解释了76.75%的物种分布总变差,且DO与NO2--N的耦合作用对上覆水中物种分布影响相对较大。（4）利用高通量测序技术分析间歇曝气下各时期底泥功能微生物的垂直特征。结果表明,在稳定期,异养反硝化菌uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae、Dechloromonas、Longilinea的丰度随着底泥深度的增加而呈现出先升高后降低的趋势,而深度10 cm处的底泥环境最适宜脱硫反硝化菌Thiobacillus进行脱硫反硝化。在第一次曝气期,Propionivibrio、Zoogloea、uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae的丰度在深度20 cm处的底泥中达到最大。在第一次停曝期,深度20 cm处的底泥环境更适宜Propionivibrio、uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae、Dechloromonas、Thauera、Thiobacillus菌属脱氮;而随着底泥深度的增加,另一种脱硫反硝化菌Sulfurimonas的丰度也持续上升。在第二次曝气期,深度20 cm处的底泥环境最适宜Dechloromonas、Zoogloea菌属发挥异养反硝化脱氮作用;而深度30 cm处的底泥环境中,Thiobacillus与uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae菌属的丰度最高。在第二次停曝期,深度20 cm处的底泥环境最适宜异养反硝化菌Propionivibrio、uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae、Thauera、Zoogloea发挥脱氮作用;而在泥水界面处,脱硫反硝化菌Thiobacillus、Sulfurimonas与厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia的丰度都受到了较大程度的抑制作用。此外,两次停曝阶段各深度底泥中均同时存在异养反硝化、硫自养反硝化及厌氧氨氧化脱氮。（5）采用冗余分析及变差分解探究环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响。结果表明,在稳定期,Thiobacillus菌属丰度与p H值呈正相关,且相关性最显着;而NO2--N浓度较高的底泥环境能促进Thauera菌属发挥异养反硝化脱氮作用。TN、NO2--N及p H共同解释了稳定期78.98%的不同深度底泥物种分布总变差,且p H和TN的联合作用对不同深度底泥中物种分布影响较大。在第一次曝气期,Thiobacillus、Zoogloea、uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae菌属丰度均与p H呈正相关;过高浓度的TOC对Candidatus Brocadia菌属的丰度存在一定的抑制作用。TOC、p H及NO2--N共同解释了第一次曝气期83.57%的不同深度底泥物种分布总变差,且p H与TOC的联合作用对不同深度底泥物种分布影响较大。在第一次停曝期,Sulfurimonas、Candidatus Brocadia、Zoogloea、Thiobacillus菌属丰度与TN、NH4+-N的浓度呈正相关;而Dechloromonas、Thauera菌属则与TN浓度呈负相关。NH4+-N、TN及NO2--N共同解释了第一次停曝期79.36%的不同深度底泥物种分布总变差,且TN与NH4+-N的联合作用对这一时期不同深度底泥中物种分布的影响较大。在第二次曝气期,Zoogloea、Dechloromonas、Candidatus Brocadia菌属与TN、NO2--N及NO3--N浓度呈正相关;而TN、NO2--N、NO3--N含量较高的底泥环境抑制了Thauera菌属的活性。NO2--N、TN及NO3--N共同解释了第二次曝气期76.94%的不同深度底泥物种分布总变差,且TN与NO3--N的联合作用对这一时期不同深度底泥物种分布影响相对较大。在第二次停曝期,Candidatus Brocadia、Sulfurimonas、Thiobacillus菌属适宜在高p H、NH4+-N浓度较高的底泥环境中发挥自养反硝化作用;但NO2--N浓度过高的底泥环境对Propionivibrio、uncultured＿bacterium＿f＿Anaerolineaceae菌属的生长有着较为明显的抑制作用。NO2--N、NH4+-N及p H共同解释了第二次停曝期75.73%的不同深度底泥物种分布总变差,且NH4+-N与NO2--N的联合作用对这一时期不同深度底泥中物种分布的影响较为显着。河流脱氮是上覆水及底泥中氮转化功能微生物的联合作用的结果。在间歇曝气下,河流脱氮主要以上覆水脱氮为主,底泥脱氮为辅。在两次曝气过程中,上覆水中NO3--N及NO2--N含量升高的主要原因是上覆水中各硝化功能微生物发挥了硝化作用;而在两次停曝过程中,上覆水及各深度底泥中异养反硝化菌、硫自养反硝化菌及厌氧氨氧化菌的共同作用导致了上覆水中各形态氮的有效去除。该试验通过对河流上覆水进行间歇曝气脱氮研究,阐明了间歇曝气下河流脱氮的途径及环境因子对上覆水与不同深度底泥中功能微生物的影响,为强化间歇曝气下河流原位脱氮提供了理论基础,为调控间歇曝气下河流脱氮效率提供了新的思路。图[38]表[22]参[159]
张义悦[10]（2021）在《低碳氮比城市污水卡鲁塞尔氧化沟短程生物脱氮效能及其微生物种群结构分析》文中认为我国各地区城市污水普遍存在原水碳源不足、碳氮比低的情况,短程硝化反硝化工艺因其节省碳源、高效脱氮等特点成为备受关注的新型污水生物脱氮技术。基于卡鲁塞尔氧化沟工艺具备出水水质良好、启动过程稳定、易于管理、能耗低、应用广泛等特点,本实验针对低碳氮比生活污水脱氮效能差的问题,采用卡鲁塞尔2000型氧化沟反应器作为实验装置,进行短程硝化反硝化脱氮新工艺研究,重点关注短程硝化反硝化实现的可行性与低碳氮比生活污废水的处理进行具体分析。通常,卡鲁塞尔氧化沟多用于传统硝化反硝化处理生活污水中,但是针对氧化沟工艺与污水生物脱氮新技术结合处理低碳氮比污水值得关注。本研究利用人工模拟低碳氮比生活污水,经过调控溶解氧浓度、pH、水力停留时间等因素,探索研究影响卡鲁塞尔氧化沟实现短程硝化反硝化工艺的影响因素,在氧化沟成功启动及后,进而通过调控反应条件,有效控制NO2--N在亚硝酸氧化菌的作用下进一步氧化成NO3--N,实现稳定脱氮。其主要研究结论如下:（1）合理构建实验室规模的卡鲁塞尔2000型氧化沟装置。该氧化沟池体狭长,由三条沟组成,池深250 mm、池宽200 mm、池长800 mm,每条沟顶端设有泵型叶轮曝气充氧,处理水量为10-15 L/h。初始运行设置条件为:内回流比=100%,外回流比=50%,水温=20±5℃,pH=7.6,DO=2.0 mg/L,HRT=12 h时完成活性污泥的驯化培养,运行21天后成功启动反应器。（2）在反应器常规启动条件下考察HRT、DO浓度影响因素,对系统污染物去除效果进行研究,当HRT为12 d,DO=1.2 mg/L时系统的生物氨氮去除效果最佳,此时NH4+-N、TN、COD去除率分别为97.4%、94.1%、92.4%,出水NH4+-N、TN、COD浓度平均为1.2 mg/L、1.41 mg/L、30 mg/L。（3）短程硝化反硝化启动前通过对传统硝化反硝化周期的DO、HRT变化曲线进行分析,形成优化HRT=12 h、DO浓度=1.2 mg/L条件下采用间歇曝气的启动方法,在运行27天后,反应器中NO2--N积累率达到85.86%,TN去除率在97%以上,NH4+-N去除率在96%以上,COD去除率在90%以上,此时脱氮性能良好,反应器成功实现了短程硝化反硝化。（4）根据短程硝化反硝化工艺参数优化研究结果说明了,当pH值升高的同时,NO2--N积累率大体上也在增大,当pH为7.8时,NO2--N积累率达到最大为91.95%;NO2--N积累率大体上随着DO浓度的升高而逐渐降低,当DO浓度区间为0.8-1.2 mg/L时,反应器稳定运行后的NO2--N积累率最大可达到99.37%,因此将反应器控制在低DO浓度范围内有助于短程硝化反硝化工艺的稳定运行,当氧化沟内控制DO浓度为1.2mg/L、pH为7.8左右时,氧化沟反应器稳定运行21天后TN去除率为90%以上,COD平均去除率在85%以上,NH4+-N去除率最终稳定在95%以上。（5）在运行127天之后,取氧化沟中好氧段与缺氧段中的活性污泥进行高通量测序,观察氧化沟短程硝化反硝化工艺运行过程中的微生物菌种分布及种群变化。分析活性污泥样品中微生物群落的分布和种群变化时,研究了氧化沟反应器内活性污泥中的微生物群落的生态组成和分布,并对氧化沟好氧段和缺氧段的活性污泥进行了高通量测序,从测序结果中可得:该实验活性污泥中共检测细菌共23各门类、44各纲类、354个属类和部门为能完全匹配得上的基因序列。在进水pH达到7.6、溶解氧1.2 mg/L条件下好氧池发生了短程硝化,亚硝氮积累率最高可达到95%。好氧池中的污泥流失淘洗世代周期长的亚硝酸氧化菌（NOB）,微生物DNA检测发现好氧池中氨氧化菌（AOB）物种丰度是NOB的10倍以上。本文在低碳氮比生活污水处理工程中,通过控制进水量、pH和溶解氧等条件,成功在卡鲁塞尔氧化沟启动了短程硝化反硝化工艺。
二、氮的污染及生物脱氮技术研究进展（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、氮的污染及生物脱氮技术研究进展（论文提纲范文）
（1）基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市污水处理技术现状 |
| 1.2.1 城市污水处理技术发展 |
| 1.2.2 常用城市污水生物处理工艺 |
| 1.2.3 城市污水处理工艺存在的问题 |
| 1.2.4 低温城市污水处理技术 |
| 1.2.5 低碳氮比城市污水处理技术 |
| 1.3 生物脱氮除磷技术研究 |
| 1.3.1 传统生物脱氮除磷理论 |
| 1.3.2 新型污水生物脱氮除磷技术 |
| 1.4 循环流生物反应器研究及应用 |
| 1.5 污水生物处理反应器流场CFD数值模拟研究 |
| 1.6 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第2章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 AL-MPDR实验室试验装置 |
| 2.1.2 AL-MPDR中试试验装置 |
| 2.2 试验设备与材料 |
| 2.2.1 主要仪器设备 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 试验用水 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 常规分析项目 |
| 2.3.2 非常规分析项目 |
| 2.3.3 微生物群落高通量测序分析 |
| 2.3.4 相关参数计算方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 AL-MPDR流场特性研究方案 |
| 2.4.2 污染物同步去除性能及机理研究方案 |
| 2.4.3 低温试验研究方案 |
| 2.4.4 低C/N试验研究方案 |
| 2.4.5 中试性能研究方案 |
| 第3章 AL-MPDR流场特性及污染物同步去除机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AL-MPDR构建 |
| 3.3 反应器内流场特性研究 |
| 3.3.1 反应器内液相流态模拟 |
| 3.3.2 反应器内液相流态清水验证试验 |
| 3.3.3 反应器内气液传质特性 |
| 3.3.4 反应器内溶解氧分布规律 |
| 3.3.5 反应器内污泥浓度分布规律 |
| 3.4 反应器污染物同步去除性能及机制分析 |
| 3.4.1 不同曝气强度下污染物同步去除效果 |
| 3.4.2 不同HRT下污染物同步去除效果 |
| 3.4.3 反应器内OUR、TTC、EPS分布特征 |
| 3.4.4 反应器内有机物降解规律分析 |
| 3.4.5 反应器内氮的转化规律分析 |
| 3.5 反应器内微生物群落特征及代谢功能分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落差异性 |
| 3.5.3 微生物群落组成 |
| 3.5.4 微生物功能及代谢特性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 低温对AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器运行控制策略 |
| 4.3 污染物去除性能 |
| 4.3.1 有机物的去除 |
| 4.3.2 氮的去除及脱氮机制分析 |
| 4.3.3 磷的去除 |
| 4.4 反应器污泥生化性能及菌群特性分析 |
| 4.4.1 TTC脱氢酶活性变化 |
| 4.4.2 胞外聚合物特性变化 |
| 4.4.3 微生物群落与功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 低C/N对 AL-MPDR污染物同步去除性能的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同低C/N污染物去除性能 |
| 5.2.1 有机物的去除 |
| 5.2.2 氮的去除 |
| 5.2.3 磷的去除 |
| 5.3 不同低C/N反应器污泥性能及菌群特性分析 |
| 5.3.1 污泥沉降性能 |
| 5.3.2 污泥形态结构 |
| 5.3.3 污泥胞外聚合物 |
| 5.3.4 微生物菌群特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 AL-MPDR处理城市污水中试性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 污水处理效果 |
| 6.2.1 运行期间水温变化 |
| 6.2.2 SS的去除 |
| 6.2.3 COD的去除 |
| 6.2.4 NH_4~+-N、TN的去除 |
| 6.2.5 TP的去除 |
| 6.3 AL-MPDR内 MLSS和 DO的变化 |
| 6.3.1 MLSS变化 |
| 6.3.2 DO变化 |
| 6.4 AL-MPDR中试装置微生物群落分析 |
| 6.4.1 装置内微生物群落分布特征 |
| 6.4.2 温度对微生物群落分布特征影响 |
| 6.4.3 AL-MPDR功能菌群特征分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水体中氮污染的来源和危害 |
| 1.2.1 水体中氮的来源 |
| 1.2.2 水体中氮的危害 |
| 1.3 生物脱氮工艺 |
| 1.3.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.3.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.4 部分亚硝化工艺研究进展 |
| 1.4.1 氨氧化菌 |
| 1.4.2 部分亚硝化机理 |
| 1.4.3 部分亚硝化影响因素 |
| 1.4.4 部分亚硝化研究现状 |
| 1.5 厌氧氨氧化工艺研究进展 |
| 1.5.1 厌氧氨氧化菌 |
| 1.5.2 厌氧氨氧化的影响因素 |
| 1.5.3 厌氧氨氧化技术的应用现状 |
| 1.6 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水研究现状 |
| 1.6.1 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.2 PN/Anammox工艺处理低氨氮废水的应用现状 |
| 1.6.3 PN/Anammox处理低氨氮废水存在的问题 |
| 1.7 本研究的意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究的目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 部分亚硝化SBR反应器的启动及运行研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 试验用水水质 |
| 2.2.4 反应器的启动与运行 |
| 2.2.5 采样与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SBR反应器的启动 |
| 2.3.2 SBR反应器的稳定运行 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 部分亚硝化生物滤柱反应器的启动与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 接种污泥 |
| 3.2.3 试验用水水质 |
| 3.2.4 反应器的启动与运行 |
| 3.2.5 采样与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PNBR反应器的启动 |
| 3.3.2 不同工况下反应器的稳定运行 |
| 3.3.3 PNBR的沿程水质变化 |
| 3.3.4 PNBR微生物硝化活性的变化 |
| 3.3.5 高通量测序 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物滤柱厌氧氨氧化反应器的启动与运行 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置 |
| 4.2.2 试验用水水质 |
| 4.2.3 反应器的启动与运行 |
| 4.2.4 水样的测定与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CABR的重启特征 |
| 4.3.2 不同影响因素对CABR脱氮性能的影响 |
| 4.3.3 CABR中生物量的研究 |
| 4.3.4 CABR不同区段污泥及生物膜高通量测序分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生期间科研成果 |
（3）Bacillus subtilis JD-014好氧反硝化脱氮与调控机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体环境氮素污染概述 |
| 1.1.1 水体环境氮素污染现状 |
| 1.1.2 水体中氮素污染的排放标准 |
| 1.1.3 氮素污染去除的主要方法 |
| 1.2 生物脱氮技术的发展 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 好氧反硝化的研究进展 |
| 1.3.1 好氧反硝化菌株的筛选与分类 |
| 1.3.2 好氧反硝化作用的酶系 |
| 1.3.3 好氧反硝化的分子机制 |
| 1.3.4 好氧反硝化的影响因素 |
| 1.4 芽孢杆菌的好氧反硝化研究进展 |
| 1.4.1 芽孢杆菌的特点 |
| 1.4.2 芽孢杆菌在好氧反硝化过程中的研究进展 |
| 1.5 生物组学技术在好氧反硝化研究中的应用 |
| 1.5.1 生物组学技术在好氧反硝化菌群上的研究 |
| 1.5.2 生物组学技术在单一好氧反硝化菌株上的研究 |
| 1.6 论文的立题依据和研究内容 |
| 1.6.1 立题依据及研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 好氧反硝化Bacillus sp.的筛选、鉴定及特性研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品来源 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 培养基 |
| 2.2.4 引物 |
| 2.2.5 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 好氧反硝化菌株的分离与筛选 |
| 2.3.2 好氧反硝化菌株的鉴定 |
| 2.3.3 好氧反硝化菌株对硝态氮降解特性分析 |
| 2.3.4 好氧反硝化菌株对亚硝态氮降解特性分析 |
| 2.3.5 好氧反硝化菌株对氨氮降解特性分析 |
| 2.3.6 好氧反硝化菌株在5 L生物反应器中的脱氮特性分析 |
| 2.3.7 菌株JD-014 好氧反硝化途径的初步分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 Bacillus subtilis JD-014 的基因组测序及功能基因挖掘 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌株 |
| 3.2.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.3 培养基 |
| 3.2.4 引物 |
| 3.2.5 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 菌株JD-014 基因组DNA的提取 |
| 3.3.2 菌株JD-014 基因组组分分析 |
| 3.3.3 菌株JD-014 基因组功能注释 |
| 3.3.4 菌株JD-014 基因组中参与氮代谢相关功能基因分析 |
| 3.3.5 比较基因组分析 |
| 3.3.6 菌株JD-014 与菌株168 的比较分析 |
| 3.3.7 菌株JD-014 与菌株LMG9581 的比较分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 Bacillus subtilis JD-014 好氧反硝化关键基因的功能验证 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌株和质粒 |
| 4.2.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2.3 培养基 |
| 4.2.4 引物 |
| 4.2.5 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 好氧反硝化候选基因的敲除 |
| 4.3.2 敲除菌株的发酵性能验证 |
| 4.3.3 好氧反硝化候选基因的回补及功能验证 |
| 4.3.4 好氧反硝化候选基因的过表达及功能验证 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Bacillus subtilis JD-014 好氧反硝化通路调控的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 菌株 |
| 5.2.2 实验试剂与仪器 |
| 5.2.3 培养基 |
| 5.2.4 引物 |
| 5.2.5 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同NO_3~--N浓度对菌株JD-014 反硝化性能的影响 |
| 5.3.2 转录组测序数据质量分析 |
| 5.3.3 基于转录组的差异基因表达分析 |
| 5.3.4 参与好氧反硝化相关的差异基因表达分析 |
| 5.3.5 差异表达基因的q RT-PCR验证 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 Bacillus subtilis JD-014 生物脱氮的模拟环境研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 菌株 |
| 6.2.2 实验试剂与仪器 |
| 6.2.3 培养基 |
| 6.2.4 实验方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同环境因子对菌株JD-014 好氧反硝化性能的影响 |
| 6.3.2 菌株JD-014 耐亚硝酸盐的特性研究 |
| 6.3.3 连续式反应器下菌株JD-014 对硝态氮的降解特性 |
| 6.3.4 连续式反应器下菌株JD-014 对亚硝态氮的降解特性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 论文主要创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 I:作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
（4）水源水库低C/N铁氧化反硝化菌群筛选及脱氮特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水资源污染现状 |
| 1.1.1 氮素主要来源 |
| 1.1.2 氮素主要危害 |
| 1.1.3 氮素去除方法 |
| 1.2 水体生物脱氮技术 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 硝酸盐型亚铁氧化微生物与铁循环 |
| 1.3.1 生物地球化学铁循环 |
| 1.3.2 硝酸盐型亚铁氧化微生物研究进展 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 微生物固定化方法 |
| 1.4.2 固定化载体的选择 |
| 1.4.3 微生物固定化技术在水环境修复中的应用 |
| 1.5 课题研究内容与意义 |
| 1.5.1 课题研究目的和意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 课题技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 培养基 |
| 2.1.2 样品来源 |
| 2.1.3 固定化载体材料 |
| 2.2 实验方法与步骤 |
| 2.2.1 铁氧化反硝化菌群筛选方法 |
| 2.2.2 铁氧化反硝化菌群脱氮特性研究 |
| 2.2.3 铁氧化反硝化菌群种群结构测定 |
| 2.2.4 铁氧化反硝化菌群代谢产物研究 |
| 2.2.5 环境因素对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 2.2.6 响应曲面法优化最佳脱氮条件 |
| 2.3 实验分析项目与方法 |
| 2.3.1 水质指标的测定 |
| 2.3.2 实验仪器设备 |
| 2.3.3 菌群保存方法 |
| 2.3.4 载体固定化方法 |
| 3 水源水库低C/N铁氧化反硝化菌群筛选及种群结构鉴定 |
| 3.1 铁氧化反硝化菌群筛选 |
| 3.1.1 铁氧化反硝化菌群初筛 |
| 3.1.2 铁氧化反硝化菌群复筛 |
| 3.2 铁氧化反硝化菌群种群结构鉴定 |
| 3.3 铁氧化反硝化菌群脱氮特性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 水源水库低C/N铁氧化反硝化菌群脱氮特性研究 |
| 4.1 环境因素对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.1.1 温度对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.1.2 初始pH对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.1.3 C/N对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.1.4 Fe~(2+)浓度对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.2 应用响应曲面法讨论影响因子对铁氧化反硝化菌群脱氮特性影响 |
| 4.2.1 影响因素的选取及实验设计方案 |
| 4.2.2 模型方程的建立和显着性检验 |
| 4.2.3 铁氧化反硝化菌群脱氮特性的响应曲面分析 |
| 4.3 铁氧化反硝化菌群代谢产物分析 |
| 4.3.1 铁氧化反硝化菌群代谢产物的形貌鉴定 |
| 4.3.2 铁氧化反硝化菌群代谢产物中元素及化合物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 固定化技术强化铁氧化反硝化菌群脱氮特性研究 |
| 5.1 固定化载体材料状态表征 |
| 5.2 固定化载体机械强度研究 |
| 5.3 固定化系统对脱氮效能影响 |
| 5.3.1 空白固定化载体对铁氧化反硝化菌群生长的影响 |
| 5.3.2 固定化菌群脱氮特性 |
| 5.3.3 固定化菌群与游离菌群脱氮速率比较 |
| 5.3.4 固定化菌群在低浓度配水中的脱氮特性 |
| 5.3.5 固定化菌群在原水中的脱氮特性 |
| 5.3.6 固定化系统的重复利用性试验 |
| 5.4 环境因素对固定化系统脱氮特性影响 |
| 5.4.1 温度对固定化系统脱氮特性的影响 |
| 5.4.2 初始pH对固定化系统脱氮特性的影响 |
| 5.4.3 C/N对固定化系统脱氮特性的影响 |
| 5.4.4 Fe~(2+)浓度对固定化系统脱氮特性的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（5）铁元素对厌氧氨氧化低温脱氮性能及微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体氮污染 |
| 1.1.1 氮污染现状及来源 |
| 1.1.2 氮污染危害 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 新型生物脱氮工艺 |
| 1.3 厌氧氨氧化研究现状 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化菌的形态及分类 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化工艺的反应机理 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化工艺的实际应用 |
| 1.3.4 限制厌氧氨氧化工艺实际应用的因素 |
| 1.3.5 低温对厌氧氨氧化活性的影响 |
| 1.4 铁对微生物脱氮影响的研究进展 |
| 1.4.1 铁元素对厌氧氨氧化反应的作用机理 |
| 1.4.2 铁元素在厌氧氨氧化工艺中的应用 |
| 1.5 研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 试验过程与方法 |
| 2.1 试验材料与设备 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设备 |
| 2.2 接种污泥与模拟废水 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 模拟废水 |
| 2.3 试验装置与试验操作 |
| 2.3.1 批式试验 |
| 2.3.2 连续试验 |
| 2.4 污泥性质测定指标与方法 |
| 2.4.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.4.2 总铁的提取与测定 |
| 2.4.3 污泥特性的检测方法 |
| 2.4.4 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.4.5 X射线衍射(XRD) |
| 2.4.6 高通量测序 |
| 2.4.7 荧光定量PCR测试 |
| 第三章 Fe~(2+)对厌氧氨氧化低温活性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 接种污泥和模拟废水 |
| 3.2.2 试验装置和试验操作 |
| 3.2.3 测定项目及方法 |
| 3.3 低温投加Fe~(2+)对厌氧氨氧化活性的短期影响 |
| 3.4 低温投加 Fe~(2+)对厌氧氨氧化活性的长期影响 |
| 3.4.1 低温时投加Fe~(2+)对脱氮效能的影响 |
| 3.4.2 低温时Fe~(2+)作用下pH值变化分析 |
| 3.4.3 低温时Fe~(2+)作用下化学计量比变化 |
| 3.5 Fe~(2+)对微生物群落的影响 |
| 3.5.1 Fe~(2+)对微生物多样性的影响 |
| 3.5.2 Fe~(2+)对微生物结构的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 nZVI对厌氧氨氧化低温活性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 接种污泥和模拟废水 |
| 4.2.2 试验装置和试验操作 |
| 4.2.3 测定项目及方法 |
| 4.3 低温投加nZVI对厌氧氨氧化活性的短期影响 |
| 4.4 低温投加nZVI对厌氧氨氧化活性的长期影响 |
| 4.4.1 低温时投加nZVI对脱氮效能的影响 |
| 4.4.2 低温时nZVI作用下pH值变化分析 |
| 4.4.3 低温时nZVI作用下化学计量比变化分析 |
| 4.5 nZVI对微生物群落的影响 |
| 4.5.1 nZVI对微生物多样性的影响 |
| 4.5.2 nZVI对微生物结构的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 Fe~(2+)和nZVI对连续式运行厌氧氨氧化低温脱氮性能差异机制解析 |
| 5.1 污泥特性 |
| 5.1.1 污泥浓度 |
| 5.1.2 颗粒粒径 |
| 5.1.3 SEM分析 |
| 5.1.4 XRD分析 |
| 5.2 各形态铁的分布规律 |
| 5.3 低温时不同种类铁对功能菌丰度的影响 |
| 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 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文情况 |
（6）一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体氮污染背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 传统生物脱氮工艺 |
| 1.2.2 污水生物脱氮新技术 |
| 1.3 基于厌氧氨氧化的脱氮技术 |
| 1.3.1 部分反硝化-厌氧氨氧化 |
| 1.3.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺 |
| 1.4 短程硝化-厌氧氨氧化一段法处理低碳氮比污水的研究现状 |
| 1.4.1 影响短程硝化-厌氧氨氧化一体法工艺的因素 |
| 1.4.2 低碳氮比、低氨氮污水治理研究现状 |
| 1.4.3 一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺技术研究现状 |
| 1.5 研究的意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 填料特性 |
| 2.3 实验用水水质 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 污泥培养阶段 |
| 2.5.1 启动流程 |
| 2.5.2 培养条件 |
| 2.5.3 取样及保存方法 |
| 2.5.4 检测项目及分析方法 |
| 2.5.5 污泥的形态及粒径分布情况观察 |
| 2.5.6 颗粒污泥脱氮影响条件 |
| 2.6 溶解氧浓度监测曲线分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 硝化反应器的启动 |
| 3.2 反应器高浓度短程硝化的实现 |
| 3.2.1 反应器运行特征 |
| 3.2.2 污泥形态变化 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.3 中低浓度短程硝化反应器的实现 |
| 3.3.1 启动中低浓度短程硝化反应器 |
| 3.3.2 微生物活性特征 |
| 3.3.3 本节小结 |
| 3.4 中低浓度短程硝化-厌氧氨氧化反应器的启动和运行 |
| 3.4.1 耦合反应器运行特性 |
| 3.4.2 污泥形态变化及微生物活性 |
| 3.4.3 周期内基质浓度变化规律 |
| 3.4.4 本节小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）好氧反硝化菌脱氮过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮的方法 |
| 1.3 好氧反硝化微生物的研究现状 |
| 1.3.1 好氧反硝化菌单菌的筛选 |
| 1.3.2 好氧反硝化菌碳源代谢活性的相关研究 |
| 1.3.3 好氧反硝化菌株在污水处理和环境修复中的应用 |
| 1.4 混合营养-好氧反硝化的研究进展 |
| 1.4.1 混合营养型反硝化的类型 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 课题研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 合成微生态系统供体强化活性污泥脱氮过程和菌群互作机制 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集与合成微生态系统的制备 |
| 2.1.2 低C/N合成废水 |
| 2.1.3 批式实验 |
| 2.1.4 反硝化功能基因的实时定量PCR |
| 2.1.5 反硝化菌群的高通量测序 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 活性污泥对低C/N废水的脱氮特性 |
| 2.2.2 活性污泥协同SM对低C/N废水脱氮特性 |
| 2.2.3 环境因子pH、DO |
| 2.2.4 反硝化功能基因的丰度变化 |
| 2.2.5 反硝化菌群组成分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 合成微生态系统强化水库沉积物脱氮过程和菌群互作机制 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 模拟低C/N自然水体与合成微生态系统 |
| 3.1.3 批式实验 |
| 3.1.4 反硝化菌群的高通量测序 |
| 3.1.5 批式实验的第二周期测定 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 水源水库沉积物对低C/N自然水体的氮还原性能 |
| 3.2.2 沉积物协同SM对低C/N自然水体的氮还原性能 |
| 3.2.3 环境因子pH、DO |
| 3.2.4 批式反应期间COD_(Mn)的去除 |
| 3.2.5 微生物菌群结构的变化 |
| 3.2.6 批式实验的第二周期测定 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 合成微生态系统强化景观水体沉积物脱氮和菌群互作机制 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 样品的采集与合成微生态系统 |
| 4.1.2 低C/N合成微污染水体 |
| 4.1.3 批式实验 |
| 4.1.4 反硝化菌群的高通量测序 |
| 4.1.5 景观水体原水的加标试验 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 沉积物对低C/N微污染水体的氮还原性能 |
| 4.2.2 景观水体沉积物协同SM对低C/N微污染水体的氮还原性能 |
| 4.2.3 环境因子pH、DO |
| 4.2.4 批式反应期间COD_(Mn)的去除 |
| 4.2.5 微生物菌群结构的变化 |
| 4.2.6 原水中的批式实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 好氧反硝化放线菌的反硝化性能、代谢活性及原水应用 |
| 5.1 实验内容 |
| 5.1.1 富集与反硝化培养基 |
| 5.1.2 菌株的分离与鉴定 |
| 5.1.3 菌株的鉴定 |
| 5.1.4 脱碳和细胞增殖性能 |
| 5.1.5 好氧反硝化能力与氮平衡分析 |
| 5.1.6 碳源代谢活性 |
| 5.1.7 城市内湖原水脱氮 |
| 5.2 实验与分析 |
| 5.2.1 菌株鉴定 |
| 5.2.2 细胞增殖和除碳能力 |
| 5.2.3 菌株的好氧反硝化性能 |
| 5.2.4 氮平衡分析 |
| 5.2.5 碳源代谢活性分析 |
| 5.2.6 城市内湖水原水的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（8）一种新型缓释填料的制备及其在生物脱氮系统中的应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 自然界中的氮循环以及水体氮污染 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 污水生物脱氮原理及A~2/O脱氮工艺 |
| 1.2.2 缓释碳源研究现状 |
| 1.2.3 改性缓释碳源研究现状 |
| 1.3 研究目标、研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验分析项目和主要仪器设备 |
| 2.2 新型缓释填料的制备与筛选 |
| 2.2.1 芦竹/竹子碱改性试验 |
| 2.2.2 静态释放试验 |
| 2.2.3 浸泡液三维荧光光谱测定 |
| 2.2.4 响应面数据分析 |
| 2.3 反应器运行试验 |
| 2.3.1 进水水质 |
| 2.3.2 试验装置及其运行参数设计 |
| 2.3.3 运行试验设计 |
| 2.4 改性前后芦竹/竹子理化性质表征 |
| 2.4.1 三素含量测定 |
| 2.4.2 扫描电镜(SEM)观察 |
| 2.4.3 红外光谱测定 |
| 2.5 功能基因qPCR测序和高通量分析 |
| 2.5.1 DNA提取和PCR扩增 |
| 2.5.2 Illumina Miseq测序 |
| 第三章 新型缓释填料的释碳性能及理化性质研究 |
| 3.1 碱改性对缓释碳源静态释放的影响研究 |
| 3.1.1 不同碱改性条件对COD静态释放的影响 |
| 3.1.2 不同碱改性条件对TN静态释放的影响 |
| 3.1.3 不同碱改性条件对TP静态释放的影响 |
| 3.2 新型缓释填料理化性质的研究分析 |
| 3.2.1 碱改性对芦竹/竹子三素含量的影响分析 |
| 3.2.2 碱改性对芦竹/竹子表面形态特征影响分析 |
| 3.2.3 碱改性对芦竹/竹子表面官能团影响分析 |
| 3.3 碱改性对浸泡液中DOM组分影响分析 |
| 3.4 不同碱改性条件缓释碳源静态释放特征对比分析 |
| 3.4.1 响应面试验结果模型的建立及显着分析 |
| 3.4.2 最优工艺条件的预测与验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 新型缓释填料在A~2/O脱氮系统的应用研究 |
| 4.1 新型缓释填料强化A~2/O反应器脱氮影响分析 |
| 4.1.1 新型缓释填料对COD去除的影响 |
| 4.1.2 新型缓释填料对TN去除的影响 |
| 4.1.3 新型缓释填料对TP去除的影响 |
| 4.1.4 新型缓释填料对氨氮去除的影响 |
| 4.1.5 新型缓释填料对出水NO_3~--N浓度的影响 |
| 4.2 生物利用后缓释碳源表面形态变化分析 |
| 4.3 生物利用后缓释碳源表面官能团变化分析 |
| 4.4 微生物群落结构分析 |
| 4.4.1 缓释碳源表面和缺氧池微生物群落组成及多样性分析 |
| 4.4.2 缓释碳源表面和缺氧池污泥功能基因q PCR分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 HRT对新型缓释填料-A~2/O脱氮系统影响研究 |
| 5.1 HRT对 COD去除的影响 |
| 5.2 HRT对TN去除的影响 |
| 5.3 HRT对TP去除的影响 |
| 5.4 HRT对氨氮去除的影响 |
| 5.5 HRT对出水NO_3~--N浓度的影响 |
| 5.6 HRT对新型缓释填料表面官能团变化影响分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间参与项目 |
| 致谢 |
（9）间歇曝气下河流生物脱氮途径及微生物垂直特征分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 研究内容、研究目标及拟解决的关键问题 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 研究目标 |
| 1.2.3 拟解决的关键问题 |
| 1.3 可行性分析、创新点和技术路线图 |
| 1.3.1 可行性分析 |
| 1.3.2 创新点 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 试验的设计及方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 反应器中上覆水样品的采集 |
| 2.2.2 反应器中间隙水和底泥样品的采集 |
| 2.3 常规理化指标测定方法 |
| 2.3.1 上覆水及间隙水常规理化指标的测定 |
| 2.3.2 底泥常规理化指标的测定 |
| 2.4 高通量测序试验方法 |
| 2.4.1 样品的采集 |
| 2.4.2 Illumina Hi Seq高通量测序 |
| 2.5 主要仪器与设备 |
| 第三章 间歇曝气下河流生物脱氮途径研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 上覆水原水水质 |
| 3.3 间歇曝气下反应器上覆水中各氮素的变化 |
| 3.4 间歇曝气下反应器上覆水中COD、SO~(2-)_4和Fe~(2+)的变化 |
| 3.5 间歇曝气下上覆水中不同停曝阶段脱氮途径分析 |
| 3.6 间歇曝气下不同深度底泥中不同停曝阶段脱氮途径分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 间歇曝气下河流上覆水及不同深度底泥微生物种群结构研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 典型样品的选择 |
| 4.3 间歇曝气下上覆水微生物种群结构研究 |
| 4.3.1 间歇曝气下上覆水中微生物丰度分析 |
| 4.3.2 间歇曝气下上覆水中微生物多样性分析 |
| 4.3.3 间歇曝气下上覆水中属水平微生物种群结构分析 |
| 4.4 稳定期底泥微生物种群垂直结构研究 |
| 4.4.1 稳定期不同深度底泥微生物丰度分析 |
| 4.4.2 稳定期不同深度底泥微生物多样性分析 |
| 4.4.3 稳定期底泥属水平微生物种群垂直结构分析 |
| 4.5 第一次曝气期底泥微生物种群垂直结构研究 |
| 4.5.1 第一次曝气期不同深度底泥微生物丰度分析 |
| 4.5.2 第一次曝气期不同深度底泥微生物多样性分析 |
| 4.5.3 第一次曝气期不同深度底泥属水平微生物种群垂直结构分析 |
| 4.6 第一次停曝期底泥微生物种群垂直结构研究 |
| 4.6.1 第一次停曝期不同深度底泥中微生物丰度分析 |
| 4.6.2 第一次停曝期不同深度底泥中微生物多样性分析 |
| 4.6.3 第一次停曝期不同深度底泥属水平微生物种群垂直结构分析 |
| 4.7 第二次曝气期底泥微生物种群垂直结构研究 |
| 4.7.1 第二次曝气期不同深度底泥中微生物丰度分析 |
| 4.7.2 第二次曝气期不同深度底泥中微生物多样性分析 |
| 4.7.3 第二次曝气期不同深度底泥属水平微生物种群垂直结构分析 |
| 4.8 第二次停曝期底泥微生物种群垂直结构研究 |
| 4.8.1 第二次停曝期不同深度底泥中微生物丰度分析 |
| 4.8.2 第二次停曝期不同深度底泥中微生物多样性分析 |
| 4.8.3 第二次停曝期不同深度底泥属水平微生物种群垂直结构分析 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 间歇曝气下环境因子对上覆水及不同深度底泥中功能微生物的影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 样品的选择 |
| 5.3 间歇曝气下环境因子对上覆水中功能微生物的影响 |
| 5.4 间歇曝气下环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.4.1 稳定期环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.4.2 第一次曝气期环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.4.3 第一次停曝期环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.4.4 第二次曝气期环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.4.5 第二次停曝期环境因子对不同深度底泥中功能微生物的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及研究生期间主要科研成果 |
（10）低碳氮比城市污水卡鲁塞尔氧化沟短程生物脱氮效能及其微生物种群结构分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 低碳氮比生活污水处理概况 |
| 1.2.1 低碳源污水的特性及现状 |
| 1.2.2 低碳氮比污水处理存在的问题 |
| 1.3 氧化沟工艺的研究现状 |
| 1.3.1 氧化沟工作原理及工艺特征 |
| 1.3.2 氧化沟工艺类型及其应用 |
| 1.4 低碳氮比污水生物脱氮技术 |
| 1.4.1 低碳氮比污水生物脱氮技术 |
| 1.4.2 生物处理新技术 |
| 1.5 分子生物学技术在水处理中的应用 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 创新点 |
| 1.6.4 研究路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验仪器及研究装置 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 反应器装置构建 |
| 2.3.2 接种污泥 |
| 2.3.3 人工合成废水 |
| 2.3.4 低碳氮比实验废水 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 水质指标检测方法 |
| 2.4.2 污泥指标检测方法 |
| 第三章 卡鲁塞尔氧化沟反应器的快速启动及优化运行 |
| 3.1 反应器快速启动 |
| 3.1.1 污泥来源及其启动方式 |
| 3.1.2 活性污泥驯化与培养 |
| 3.1.3 活性污泥启动过程中微生物特性结构 |
| 3.1.4 启动过程中COD的变化情况 |
| 3.1.5 启动过程中NH_4~+-N的变化情况 |
| 3.1.6 启动过程中TN的变化情况 |
| 3.2 HRT对污水处理水质的影响分析 |
| 3.2.1 HRT对系统中COD去除的影响 |
| 3.2.2 HRT对系统中NH_4~+-N去除的影响 |
| 3.2.3 HRT对系统中TN去除的影响 |
| 3.3 DO对污水处理过程中的影响分析 |
| 3.3.1 DO对系统COD去除的影响 |
| 3.3.2 DO对系统NH_4~+-N去除的影响 |
| 3.3.3 DO对系统TN去除的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 短程硝化反硝化工艺处理低碳氮比废水的运行效果 |
| 4.1 短程硝化反硝化处理低碳氮比废水的快速启动 |
| 4.1.1 接种污泥的来源及其培养与驯化 |
| 4.1.2 实现短程硝化反硝化的评判标准 |
| 4.1.3 短程硝化反硝化的运行方式 |
| 4.2 运行初期控制参数实验 |
| 4.2.1 进水pH控制实验 |
| 4.2.2 DO浓度控制实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 氧化沟污水处理工艺微生物多样性分析 |
| 5.1 污泥样品采集及DNA提取 |
| 5.2 污水处理工艺运行期间细菌群落的变化情况 |
| 5.2.1 细菌样品OTUs分析 |
| 5.2.2 门的水平 |
| 5.2.3 纲的水平 |
| 5.2.4 属的水平 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
四、氮的污染及生物脱氮技术研究进展（论文参考文献）
- [1]基于气升式微压双循环多生物相反应器的寒区城市污水处理性能及机理研究[D]. 艾胜书. 吉林大学, 2021(01)
- [2]部分亚硝化-厌氧氨氧化工艺两段式处理低氨氮废水的应用基础研究[D]. 李彬娟. 西安建筑科技大学, 2021
- [3]Bacillus subtilis JD-014好氧反硝化脱氮与调控机理研究[D]. 杨婷. 江南大学, 2021(01)
- [4]水源水库低C/N铁氧化反硝化菌群筛选及脱氮特性研究[D]. 周佳敏. 西安建筑科技大学, 2021
- [5]铁元素对厌氧氨氧化低温脱氮性能及微生物群落的影响[D]. 雷欣. 内蒙古大学, 2021(12)
- [6]一段式序批PN-A工艺处理中低浓度氨氮废水实验研究[D]. 万佳铭. 扬州大学, 2021(08)
- [7]好氧反硝化菌脱氮过程研究[D]. 马奔. 西安建筑科技大学, 2021
- [8]一种新型缓释填料的制备及其在生物脱氮系统中的应用[D]. 王泽民. 兰州大学, 2021(11)
- [9]间歇曝气下河流生物脱氮途径及微生物垂直特征分析[D]. 陈昊. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [10]低碳氮比城市污水卡鲁塞尔氧化沟短程生物脱氮效能及其微生物种群结构分析[D]. 张义悦. 安徽建筑大学, 2021