一、Experimental evidence for aerobic bio-denitriflcation（论文文献综述）
房安然[1]（2021）在《厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制》文中研究表明随着水体富营养化等污染现象的加剧和我国污水排放标准的日益严格,污水处理中氮污染物的深度去除需求愈发迫切。厌氧氨氧化（Anaerobic ammonia oxidation,Anammox）由于其高效脱氮和低能耗等优势具备广阔的应用前景,但受限于Anammox细菌的缓慢繁殖速度,富集速度仍是自养生物脱氮领域中的瓶颈问题;同时,利用多种分子生物学手段阐明群落结构演替规律,多角度全面揭示微生物群落的代谢规律和途径,实现高效自养脱氮菌群的构建和优化,对于Anammox的工程应用具有重要的理论价值;Anammox细菌不可被纯培养,对Anammox工艺中功能细菌的研究均停留在混菌阶段,对于其代谢途径和机理的研究只能通过宏基因组的数据进行推测。通过解析Anammox纯菌基因组而重构的代谢通路对于实现Anammox的广泛应用具有极高的理论价值。针对目前Anammox细菌富集慢的问题,设计了新型的内循环固定化反应器（Internal circulation immobilized blanket,ICIB）,开发了时序固定化颗粒污泥法（Sequential immobilization and granulation approach,SIGA）,以活性污泥为接种物快速富集得到了Anammox生物膜和颗粒。应用SIGA策略在280天内接种活性污泥成功启动了Anammox工艺。其中载体预富集100天,Anammox细菌的相对丰度达到4.0～5.0%。将载体生物膜接种至ICIB反应器运行180天,ICIB反应器的氮去除率为1.11 kg·N/（m3·d）。基于16S r RNA基因的Illumina Hi Seq测序表明,ICIB反应器中生物膜上的Anammox细菌（Candidatus Kuenenia,Candidatus Brocadia和Candidatus Jettenia）的相对丰度达到42.5～50.6%,颗粒污泥中则达到45.3～47.1%。这表明,在一个ICIB反应器中同时形成了高丰度Anammox细菌的颗粒污泥和生物膜。Anammox生物膜的存在和内部循环促进了Anammox颗粒污泥的形成,在合适的水力剪切条件下,从载体生物膜上逸出的游离Anammox细胞提供了可以形成Anammox颗粒的亲本细胞。这项研究为使用基于ICIB和SIGA的活性污泥接种物快速启动厌氧氨氧化提供了新的策略。利用多组学技术系统解析了Anammox群落结构变化规律和其脱氮代谢机制。在180天内启动了一个Anammox反应器,总氮去除效率达到92.2%,氮去除负荷（Nitrogen removal rate,NRR）达到1.21 kg·N/（m3·d）。16S r RNA基因Illumina测序结果证实群落中优势菌属为Candidatus Kuenenia（33.0±1.6%）和SM1A02（28.1±0.6%）,相对丰度与荧光原位杂交（FISH）分析结果一致;基于16S r RNA全长基因的Pac Bio SMRT测序对优势种群进行了种水平的鉴定,确定富集的Anammox细菌为Candidatus Kuenenia stuttgartiensis（17.7±2.7%）,与二代测序相比相对丰度略低;宏基因组学测序检测出ICIB反应器中微生物群落的主导菌群为Candidatus Kuenenia（7.9±0.2%）,无论是群落结构还是相对丰度均与FISH结果相差很大。另一方面基于宏基因组的结果对Anammox的相关功能基因进行了鉴定和分析,解析了Candidatus Kuenenia可能具有固氮潜力。比较得知二代测序最适宜Anammox细菌的丰度检测,宏基因组测序则可以提供基因代谢功能分析。启动了短程硝化-厌氧氨氧化耦合工艺,并从中获取了Anammox纯细菌的单细胞水平样品,揭示并重构了Anammox细菌的代谢通路。在150天内成功启动短程硝化SBR反应器,总氮去除率超过90%,出水中亚硝酸盐和硝酸盐浓度均低于5 mg/L。基于16S r RNA基因的群落结构分析表明,短程硝化颗粒污泥细菌群落中以AOB Nitrosomonas（5.9%）为主,古菌群落中AOA始终占据主导地位,启动后的主导菌群变成了AOA古菌Candidatus Nitrosotenuis（31.3%）;开发了基于拉曼光谱聚类的单细胞分选技术,成功获取Candidatus Kuenenia stuttgartiensis细胞的纯菌生物样品及其拉曼特征光谱;对Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的碳、氮、呼吸链等代谢通路进行了解析,并首次发现了Candidatus Kuenenia stuttgartiensis具有EMP代谢途径。本课题开发了厌氧氨氧化工艺快速启动的新方法,揭示了Anammox微生物种群互作机制,重构了Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的基因草图,为Anammox的实际应用提供了重要的理论依据和技术参照。
聂文博[2]（2021）在《反硝化厌氧甲烷氧化脱氮过程解析及其碳氮硫转化机制》文中研究说明反硝化厌氧甲烷氧化（DAMO）是新近发现的生物过程,耦联反硝化和厌氧甲烷氧化过程,能够为污水生物脱氮新工艺的设计与发展提供契机。该过程由与嗜甲烷古菌同源的ANME-2d古菌和隶属于NC10门的细菌共同催化完成,可与厌氧氨氧化（Anammox）过程耦合实现CH4、NH4+、NO2-以及NO3-的共去除。然而,DAMO功能微生物的脱氮潜能及其代谢机理还有待进一步揭示。本论文围绕DAMO脱氮体系的构建和功能微生物代谢途径机制的解析两个关键问题开展研究,以期为推动DAMO工程化应用和加深理解其在生物地球元素循环中的关键作用做出贡献。系统地从DAMO耦合Anammox的富集到高效脱氮应用开展研究。采用混合厌氧污泥高浓度接种法,在强化甲烷曝气条件下以CH4、NO3-和NH4+为底物,在富集培养300 d后ANME-2d古菌和Anammox细菌的种群相对丰度分别达到56.5%和9.7%。同时考虑CH4气态底物的传质率和反应系统的微生物截留率,开发出适用于DAMO耦合Anammox悬浮污泥形式的脱氮工艺,即膜曝气膜生物反应器（MAMBR）,将其应用于污水脱氮可在启动200 d内实现5000 mg N L-1 d-1的TN去除速率。基于悬浮耦合系统的脱氮性能建立数值模型可用于描述DAMO絮状污泥的脱氮过程;模型标定结果显示,与附着生长系统相比DAMO功能微生物在悬浮生长系统中呈现出更快的生长速度和更高的污泥产率;模型优化结果表明当MAMBR的污泥停留时间为15～30 d时,可同时兼顾总氮去除效率和前置反应器的硝化效率,实现节能高效的污水脱氮过程。采用反应器“三段进水法”启动策略运行膜生物膜反应器（MBf R）,可在反应器启动时间缩短36%的同时,提升TN去除速率4.9倍;在运行365 d后TN去除速率达到6656 mg N L-1 d-1。对NO2--AOM过程的脱氮性能及功能微生物的生态位分化和代谢途径进行探究。以CH4和NO2-为底物富集培养NC10门细菌,400 d后NC10门细菌的种群相对丰度达到35.3%。接种NC10富集培养物的MBf R在进水浓度为50 mg NO2--N L-1条件下实现接近400 mg NO2--N L-1 d-1的脱氮速率,反应器运行结束时NC10细菌的种群相对丰度达到65.6%,其16S r RNA基因克隆序列中有97%的序列与Candidatus Methylomirabilis oxyfera物种高度相似（>98%）;而在进水浓度为1000mg NO2--N L-1条件下,NC10细菌16S r RNA基因克隆序列中有99%的序列与Candidatus Methylomirabilis sinica物种高度相似（>99%）,该条件下反应器运行结束时的脱氮速率接近997 mg NO2--N L-1 d-1,NC10细菌的种群相对丰度为44.6%。底物利用动力学结果显示,Ca.M.sinica相比于Ca.M.oxyfera具有更高的NO2-耐受度和更低的NO2-亲和性,这种固有的特性可导致不同NC10细菌在“种”水平上出现生态位的分化。结合氮素转化和稳定同位素标记试验证实NC10细菌同时具有非特异性NH4+氧化和N2O释放途径,且N2O的释放特性与环境中NO2-浓度和CH4的可用性有关。对NO3--AOM过程的脱氮性能及功能微生物催化硝酸盐异化还原为铵过程进行探究。接种DAMO耦合Anammox共富集培养物的MBf R在进水浓度为1000mg NO3--N L-1运行条件下可实现1013 mg N L-1 d-1的硝酸盐还原速率,且反应器出水TN浓度低于10 mg N L-1。反应器运行期间,ANME-2d古菌和NC10细菌的种群相对丰度均呈现明显的上升趋势,反应器运行结束时分别达到37.2%和31.1%;而Anammox细菌的种群相对丰度先从22.8%快速下降至0.5%以下,随后逐渐增加至6.3%。生物膜微电极分析和功能基因转录表达活性结果表明,该脱氮体系内存在硝酸盐异化还原为铵过程（DNRA）,该过程由ANME-2d古菌催化,耦合厌氧甲烷氧化过程;结合稳定同位素标记试验进一步证实环境中的NO2-是ANME-2d古菌催化DNRA过程发生的诱导因素,且产生的NH4+来自NO3-的还原,环境中的NO2-未参与DNRA氮素转化过程。生物膜内的ANME-2d古菌可将NO3-同时还原为NO2-和NH4+为Anammox细菌提供生长基质,是一种新的微生物合作方式。对AOM耦合NO3-和SO42-同步还原过程的脱氮性能及其驱动碳-氮-硫转化的关键过程进行探究与解析。接种DAMO耦合Anammox共富集培养物的MBf R在进水共存NO3-和SO42-条件下,在30℃和25℃运行时分别实现489和193 mg N L-1 d-1的TN去除率、353和144 mg CH4 L-1 d-1的溶解性甲烷去除速率;MBf R运行期间,ANME-2d古菌、SRB细菌（Desulfococcus spp.）、NC10细菌以及SAD细菌（Thiobacillus spp.和Sulfurovum spp.）为主要优势微生物共同主导碳-氮-硫循环过程。该循环过程中NO3-和SO42-的浓度分布影响AOM速率;其中ANME-2d古菌不仅可以催化NO3--AOM过程还可与SRB细菌共生,催化SO42--AOM过程;在共生过程中,ANME-2d古菌编码古菌鞭毛蛋白的基因fla B和编码细胞色素C的基因cyt C以及Desulfococcus spp.编码菌毛组成蛋白的基因pil A的转录表达显着上调,建议ANME-2d古菌通过细胞色素C和观察到的纳米网结构向SRB细菌传递电子完成SO42--AOM过程。构建的AOM驱动碳-氮-硫转化过程不仅扩大了人们对自然界中甲烷汇的认知,在可持续污水处理过程中也具有重要的应用潜力。
刘子璐[3]（2021）在《海绵铁分散度对BSIS厌氧好氧微环境及同步硝化反硝化特征影响研究》文中研究表明研究发现投加功能性载体,可以使得活性污泥法转变为泥膜混合工艺,显着提升系统脱氮性能。而课题组前期研究发现在好氧活性污泥系统中投加海绵铁所组成的生物海绵铁体系（Biological Sponge Iron System,BSIS）具有较强的脱氮性能。同时发现由于海绵铁发生吸氧腐蚀作用消耗周围的溶解氧,可以在好氧环境下营造缺氧厌氧微环境,推测系统内部可能发生同步硝化反硝化过程。但是到目前为止,关于生物海绵铁体系内部溶解氧的分布、厌氧好氧微环境特征以及同步硝化反硝化作用研究鲜有报道。海绵铁球体的大小将会直接影响生物海绵铁体系内部溶解氧的分布厌氧好氧微环境特征,进而直接影响到整个生物海绵铁体系的脱氮效果。因此本研究以模拟生活污水为研究对象,考察了不同分散度下（即单位质量的海绵铁所对应暴露于好氧区域的表面积）生物海绵铁体系内部溶解氧变化和厌氧好氧微环境特征,同时考察了不同分散度对于生物海绵铁体系脱氮性能以及铁溶出量的影响。对于不同分散度的生物海绵铁体系酶活性进行测定,同时采用高通量测序技术分析生物海绵铁体系混合液、海绵铁球体表面和内部的生物膜中微生物群落结构组成变化,研究体系发生同步硝化反硝化的作用特征。通过测定不同周期同一反应器海绵铁球体内部溶解氧,发现在反应器运行第1周期的测量初期球体内部溶解氧浓度较高。随着测量时间的延长,球体内部溶解氧不断下降并且最终达到平衡。对于同一个反应器的同样大小球体来说,一个周期内反应器球体内部形成缺氧厌氧微环境的时间会随着反应器运行时间的延长而不断缩短直至为零。不同分散度对于生物海绵铁体系球体内部溶解氧的分布影响较大。在反应器运行前期,海绵铁球直径越小,达到稳定缺氧厌氧微环境的时间越短,内部溶解氧也就越大。在反应器运行中期,不同分散度反应器出现不同的明显波动。在运行后期各反应器在30min内甚至更短到达了平衡状态,稳定时不同分散度球体内部溶解氧浓度均为0.02mg/L。通过实时监测海绵铁球体内的溶解氧分布特征,发现经过一定时间后生物海绵体系内部可以形成稳定的好氧、缺氧、厌氧微环境。利于反应器中好氧、厌氧及兼性微生物的协同共生,会有效丰富体系中群落结构和微生物多样性。通过研究不同海绵铁分散度对于生物海绵铁体系去除效果影响发现:海绵铁分散度对于体系CODcr、NH4+-N去除效果和NO2--N积累情况影响不大,对于NO3--N和TN去除效果影响较大。不同分散度的BSIS反应器对于CODcr的平均去除率均在94%以上,对于NH4+-N的平均去除率均在97%以上,均达到了污水一级A排放标准对于CODcr和NH4+-N的排放要求。各反应器出水NO2--N浓度稍有波动但始终保持在较低水平。其中分散度为1.676cm2/g的生物海绵铁体系反应器的脱氮性能最优,NO3--N平均出水浓度为13.85mg/L,TN平均去除率是80.65%,TN平均出水浓度为14.95mg/L,达到了污水一级A排放标准对于TN的排放要求。不同海绵铁分散度对于体系铁溶出量差异影响较大。好氧条件下海绵铁腐蚀溶出的Fe2+以絮体或沉淀的形式存在。对比生物海绵铁体系和单一海绵铁体系的TFe和Fe2+浓度,推测生物海绵铁体系可能发生硝酸盐依赖型二价铁氧化过程。不同海绵铁分散度对于体系脱氮酶活性影响较大。海绵铁的投加有效增强反应体系硝化和反硝化过程相关酶活性,分散度为1.676cm2/g生物海绵铁体系反应器中的关键酶尤其是与好氧反硝化直接相关的NAP酶活性的提高,与总氮的高效去除具有很好的一致性,证实生物海绵铁体系发生了SND现象。对于普通活性污泥体系、生物海绵铁体系混合液、海绵铁球体内部和外部生物膜进行高通量测序分析发现厌氧菌门的存在,如Bacteroidetes、Patescibacteria、Actinobacteria、Chloroflexi在生物海绵铁体系中大量繁殖,证实体系存在厌氧环境。一些典型的好氧反硝化菌及硝酸盐依赖型二价铁氧化菌如Acinetobacter、Arenimonas、Hydrogenophaga、Rhodoferox、Thermomonas和Inhella等的存在证实了生物海绵铁体系发生SND过程。这也证实了生物海绵铁体系具有更强的反硝化性能。
林昱昕[4]（2021）在《絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟》文中指出好氧颗粒污泥受溶解氧传质阻力的影响,由表及里可以形成好氧、缺氧、厌氧不同的分区,保障颗粒污泥微生物群落组成的多样性,可以实现同步除碳和脱氮除磷功能,成为水处理领域的热点。但好氧颗粒污泥启动时间较长、运行稳定性较差,制约了其在实际水处理中的应用和推广。本文在好氧颗粒污泥系统中引入铁盐絮凝剂,构建耦合系统,研究氯化铁的絮凝能力对污泥的颗粒化进程的影响,考察该系统耦合化学和生物除磷对高磷废水的处理效能,同时建立数学模型对反应器规模的絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统模拟预测,得到研究成果如下:（1）在培养好氧颗粒污泥的初期短期投加氯化铁,颗粒成熟启动时间有效缩短9天,由微观形态看出形成的颗粒致密,结构稳定。絮凝剂的投加使MLSS保持在约5.26 g/L,污泥沉降性能明显提高,Zeta电位绝对值明显降低;刺激TB-EPS的分泌,蛋白质和多糖成分增加,加速触发颗粒的形成;改变了微生物群落菌属结构,新菌属如Thauera的出现增强了处理性能和促进絮凝体聚集,COD、PO43--P和NH4+-N去除效率分别稳定在94.24%、62.37%和71.27%。由此得出,氯化铁耦合好氧成粒过程是一个理化效应与生化效应的耦合过程,是一种有效的强化好氧造粒方法。（2）以模拟高磷废水为研究对象,运行絮凝剂耦合好氧颗粒污泥反应器（AGS-SBR）,在36天内颗粒污泥平均粒径达1 mm以上。前置厌氧段以强化改善除磷微生物群落结构。投加氯化铁后,除磷效率上比对照反应器提高了92.80%。与此同时,COD、NH4+-N的处理能力略有增强。氯化铁不仅刺激LB-EPS、TB-EPS中多糖和蛋白质的分泌,还使EPS中有机物化学成分发生变化,加速触发颗粒的形成。由此得出,絮凝剂会与颗粒污泥微生物产生协同作用,除了能促进造粒外,也能辅助高效去除高磷废水中的无机磷酸盐。该耦合工艺在保障除磷功能微生物如Aeromonas、Pseudomonas菌属良好活性的前提下,利于工业废水中磷资源的后续回收,有望保证工业废水排放标准需求。（3）在前述实验研究成果基础之上,以ASM2D模型为模型框架,结合扩散-传质理论,利用Matlab自编厌氧-好氧颗粒污泥工艺模拟程序。对灵敏度较高的动力学参数和化学计量系数即和(4进行校正,使校正后的模型较好地符合实验数据,可以描述工艺运行过程。将其作为控制的有效工具,预测不同工况下絮凝剂耦合好氧颗粒污泥系统中的生化过程。
查晓[5]（2021）在《源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究》文中进行了进一步梳理我国农村水体环境质量不容乐观。除处理率低外,农村生活污水还存在已建治理设施相当比例不能正常运行且达标率低的严重问题。因地制宜地研究开发高效、易维护、氮磷资源化利用的处理设施是农村生活污水治理发展的关键。本研究以黑灰分离为基本原则,构建了:“厌氧折流板反应器（modified anaerobic baffled reactor,MABR）预处理黑水-缺氧滤池（anoxic filter,ANF）-多级水车驱动生物转盘反应器（multi-stage water driving rotating biological contractors,ms-wd RBCs）-经济型人工湿地（economy-friendly constructed wetland,ef-CW）”的组合工艺。主要研究内容和结果如下:利用MABR处理黑水,研究表明,MABR可有效降解黑水中的有机物,降低后续运行负荷。中温条件（36±1℃）下,以低负荷运行启动MABR,可快速启动成功。考察HRT对MABR运行的影响,延长HRT有利于黑水中有机物的降解、提高COD去除率。以48h稳定运行MABR,可实现94%左右的COD去除率。对污染物形态进行分析,MABR对颗粒态污染物具有良好的去除能力。MABR各隔室碱度较高,具有较强的缓冲能力。16S细菌群落分析指出MABR内实现了相分离。古菌群落分析指出,氢营养型产甲烷菌在各隔室内均占据高丰度。第二隔室的非氢营养型甲烷菌丰度显着高于其他两隔室,表明第二隔室消化VFA的能力强,因而MABR的酸化可能性低。ANF/ms-wd RBCs联合装置对MABR处理后的黑水与灰水原水混合污水进行处理,研究表明装置实现了有机物降解、氨氮氧化、脱臭及氮的部分脱除。对回流比、HRT、转速等运行条件进行研究,适当增加回流比与HRT有助于提高ANF/ms-wd RBCs对污染物去除。在回流比为150%,HRTANF为7.11 h,HRTwd RBC为1h时,装置实现了较优的运行效果。稳定运行时COD、NH4+-N、TN与TP的平均去除率可达88.40%,88.14%,52.33%和34.11%。除TP外,装置出水污染物浓度远低于《江苏省村庄生活污水治理水污染物排放标准（DB32/T 3462-2020）》中的一级A标准。氨氮的硝化主要发生在ms-wd RBCs,尤其是后两级生物转盘。从农村地区的实际应用考虑,减少回流、缩短HRT有利于节约能源、降低成本。保留氮、磷营养元素有利于后续经济型人工湿地植物生长。当人工湿地面积足够时可考虑进一步缩短缺氧段HRT或减小回流比。对ANF/ms-wd RBCs细菌群落的空间分布进行分析。ANF反硝化相关菌及有机物消化降解相关菌丰度较高。硫自养反硝化菌占有较高丰度,有利于臭味的脱除。Ms-wd RBCs则具有较高丰度的氨氮氧化细菌（Ammonia Oxidizing Bacteria,AOB）与（Nitrite Oxidizing Bacteria,NOB）,与实验过程氨氮大部分在ms-wd RBCs被氧化的结果一致。NOB的丰度出现了逐级增加的趋势。这与稳定运行过程中氨氮在ms-wd RBCs第二、三级去除率较高的规律一致,也证明了设置三级生物转盘的合理性。Ms-wd RBCs将生物转盘与跌水充氧结合,实现了高效充氧,利于氨氮氧化。利用水车取代电机驱动生物转盘转动,简化了设备并降低了装置运行能耗,也易于维护管理。针对ms-wd RBCs长期运行中存在或潜在的问题,对其构型进行了优化与改进,主要包括:（1）将驱动水车位置从侧边改进为转轴中部,水车两侧均匀分布盘片,以避免可能的转轴弯曲问题;（2）增设带三角溢出堰的布水板以分散水柱增加跌水过程充氧能力;（3）将驱动水车积水槽改进为折角型以增加驱动水在水槽停留时间,从而减少驱动流量、节约能耗。测试ms-wd RBCs的充氧性能,主要与跌水高度、跌水流量、盘片转速等有关,推荐跌水高度为0.5-0.6 m、盘片转速为4-8 rpm。对氧传质过程建立模型以进一步了解其充氧能力。模型将ms-wd RBCs运行过程中的氧传质过程简化为跌水过程充氧与盘片转动充氧两部分。跌水过程以双膜理论为基础从物料平衡角度建立氧传质模型,盘片转动过程以体积修正系数为基础对Kim&Molof模型进行修正建立氧传质模型。二者结合,经理论推导与试验校正得出最终的ms-wd RBCs充氧模型,ms-wd RBCs充氧能力与初始溶解氧浓度、跌水高度、盘片转速、ms-wd RBCs尺寸以及温度有关。由模型计算可知单级wd RBC的充氧能力较强,足以支持运行过程中的氨氮硝化。从基质和植物两方面对ef-CW强化除磷进行研究。Ef-CW可有效去除剩余氮、磷,同时,湿地中种植的经济植物也可获得较高的经济效益。基质磷吸收实验结果表明加气混凝土砌块具有较强的磷吸附能力。中试试验中,以装填砾石的潜流人工湿地为对照,装填部分加气混凝土砌块的人工湿地除磷能力得到显着提升。以水生植物滤床培养经济型蔬菜植物作进行筛选,综合考察植物对氮磷的去除效果与植物产量。推荐植物为夏秋季:雍菜、木耳菜,冬春季:水芹、豆瓣菜、生菜。实际工程中可采取不同湿地形式结合,多种植物搭配,装填除磷基质的方式实现脱氮除磷、产生经济效益。组合工艺中MABR有效减轻了后续单元的有机负荷,同时降低了病原微生物污染的可能性;ANF/ms-wd RBCs实现了氨氮的高效硝化和有机物浓度的进一步降低,对臭味有效脱除,保留大部分氮磷;ef-CW去除氮磷的同时通过筛选氮磷去除效果好且生物量大、经济价值高的植物产生一定的经济效益。各工艺单元分工协作,整体工艺成本低,易维护管理,符合农村地区需求。
张玉秀[6]（2020）在《焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价》文中研究指明污水处理厂在处理污水的同时,会产生一定程度的二次污染:一方面是处理工艺中搅拌、曝气等操作和蒸发的作用,有毒的挥发性有机物（VOCs）从污水中逸散到空气中,造成空气污染;另一方面,活性污泥中吸附并富集了部分有毒有害污染物,如重金属与疏水性多环芳烃化合物,成为二次污染物。由此而言,污水处理厂既是污染治理单位,又是污染产生单位。污水处理过程中的二次污染问题比如挥发性有机物的去除和逸散有待解决,并在健康风险评价和环境污染评价的基础上认识其危害。以往的研究专注于城市污水处理厂中恶臭污染物的排放,没有对工业废水尤其是焦化废水进行研究与讨论,迄今为止,焦化废水处理过程中挥发性有机物的排放特征和规律尚未了解。本论文基于焦化废水生物处理工艺（A/O/O）中水相、气相中VOCs的分布特征,首次估算了我国焦化废水处理行业的VOCs排放当量和总排放量,评估了焦化废水处理过程中VOCs排放产生的健康风险、环境污染的程度,指出长期在焦化废水处理工程现场的工作人员存在癌症和非癌症风险,明确了在焦化废水处理过程中VOCs在水相、大气环境和活性污泥中的分配行为以及VOCs的去向,讨论了VOCs排放的影响因素,提出了原位污染控制的对策,减少VOCs的排放。本论文结论如下:（1）通过焦化废水A/O/O工艺处理过程中VOCs在水相和气相的分布特征,估算焦化废水处理行业VOCs的排放量,研究发现:在各处理单元中共检测出17种气态VOCs,主要是苯系物、卤代烃和氯代苯化合物;在逸散的VOCs中,苯的浓度最高,达180.49μg m-3;气态VOCs的浓度范围为28.56-857.86μg m-3,大小顺序为:原水池>厌氧池>脱氨塔>前段好氧池>后段好氧池>外排池,与工艺特征有关;该焦化废水处理厂VOCs的总排放速率为1773.42 g d-1,可估算VOCs的年排放量为0.65 t,排放当量为1.18 g m-3,根据中国每年产生约3.4×108 m3焦化废水量,可估算焦化废水处理行业VOCs的年排放量约为402 t。（2）根据VOCs在气相、水相、污泥相的浓度水平、分配行为和传质过程的研究发现:在各相中苯系物浓度之间以及它们与总苯系物浓度之间存在显着相关性;随着废水的处理,废水中COD、TOC逐渐降低,VOCs水相浓度逐渐降低,VOCs气相浓度也降低;焦化废水中总苯系物的浓度达397.19μg L-1,水相中苯系物浓度随着工艺的处理呈现下降趋势。VOCs的归趋主要包括挥发、污泥吸附、生物降解、随出水外排等4种途径,苯系物进水总质量负荷为594.30 g d-1,出水排放为66.47 g d-1（占11.18%）,随外排污泥去除的有123.28 g d-1（占20.74%）,挥发、降解共占68.07%,苯系物的总去除率为88.82%。废水处理过程中VOCs排放的影响因素有水相VOCs浓度、曝气量、VOCs的物理化学性质、水温、停留时间等。原位污染控制对策有尽量减少曝气量、对高负荷排量处理单元加盖密封并收集处理、提高处理效率以降低废水中VOCs浓度等,实现VOCs的减排。（3）采用最大增量反应性法（MIR）估算臭氧生成潜势（OFP）,采用SOAP法估算了二次气溶胶生成潜势。数据表明,废水处理区的平均OFP水平(1136.27±154.11μg m-3)高于WHO提出的100μg m-3的空气质量指南,对臭氧生成贡献最大的6种化合物是间二甲苯（36.0%）、甲苯（20.8%）、对二甲苯（13.5%）、邻二甲苯（10.6%）、苯乙烯（6.8%）和苯（5.3%）。所排放的气态VOCs中,对二次有机气溶胶生成贡献最大的6种分别是苯乙烯、苯、甲苯、间二甲苯、对二甲苯和邻二甲苯。（4）评估了焦化废水处理单元中VOCs的排放引起的健康风险。在各个废水处理单元中,与气态VOCs相关的致癌风险在3.0×10-5-7.8×10-4之间,高于美国环保局推荐的公众可接受的健康风险水平(1×10-6);原水池逸散的苯系物引起的非致癌风险最高,苯的非癌风险HR为3.008,超过1,存在确定的非癌症风险。由健康风险评价结果可知,长期在焦化废水处理厂工作的员工存在苯的暴露风险,包括癌症风险和非癌风险。
王家骐[7]（2020）在《甲烷氧化微生物生态位分异环境驱动机制研究》文中研究指明甲烷氧化微生物是全球碳循环中不可或缺的组成部分,它们是全球甲烷排放的最大控制环节,具有重要的生态意义。近几十年来新发现的硫酸盐型厌氧甲烷氧化过程（sulfate-dependent anaerobic methane oxidation,sulfate-AOM）、硝酸盐型厌氧甲烷氧化过程（nitrate-AOM）以及亚硝酸盐型厌氧甲烷氧化过程（nitriteAOM）,将甲烷循环与硫循环、氮循环结合,对全球物质循环和气候变化有着举足轻重的影响。土壤是地球生物化学循环的重要载体,同时也被视为重要的甲烷汇,复杂的土壤环境可以包含包括氧气在内的多种电子受体,这使得多种甲烷氧化微生物可以在土壤生境中共同存在,然而,有关土壤生境厌氧甲烷氧化微生物的研究还未见报道,厌氧甲烷氧化微生物对甲烷减排的贡献仍然未知。本论文以3类典型土壤生境（森林、草地和农田）为研究对象,在我国4大气候区（亚热带季风气候、温带季风气候、温带大陆性气候、高原山地气候）进行样品采集,结合多种分子生态学方法与统计学方法,对整个甲烷氧化微生物群体（包括Proteobacteria门传统好氧甲烷氧化细菌、Verrucomicrobia门、NC10门甲烷氧化细菌、厌氧嗜甲烷古菌）进行生态学研究,以期探明典型土壤生境中甲烷氧化微生物生态位分异特征及其环境驱动机制,并进一步选取潮间带和水稻田探究了氮素输入对甲烷氧化微生物的驱动机制。研究结果有助于完善全球甲烷循环和碳循环,并为甲烷减排调控提供理论依据。主要研究结果如下:1)探究了典型土壤生境中甲烷氧化微生物生态位分异特征甲烷氧化微生物在土壤生境中存在纵向空间的生态位分异。表层土壤中以好氧甲烷氧化细菌为主,次表层土壤中以NC10门甲烷氧化细菌为主,深层土壤以厌氧嗜甲烷古菌（Anaerobic Methanotrophic archaea,ANME archaea）为主。甲烷氧化微生物在不同土地利用类型中存在显着的分布差异。农田土壤甲烷氧化微生物丰度与活性均为最高,其次为草地土壤,森林土壤最低。陆地土壤生境中存在sulfate-AOM,与海洋sulfate-AOM由非ANME-2d簇古菌完成不同,其潜在功能微生物为ANME-2d。2)探究了典型土壤生境中甲烷氧化微生物关键功能物种好氧甲烷氧化细菌在47.2%的土壤样品中参与了微生物分子网络的构建,Methylacidiphilaceae、Methylomonaceae和Methylococcaceae分别是东北地区草地土壤30-60 cm、西藏森林土壤30-60 cm和西藏草地土壤0-10 cm样品中的基石物种,对维护各自生境群落结构稳定性具有重要作用。NC10门Methylomirabilaceae科和Proteobacteria门Beijerinckiaceae科是陆地土壤生境中的核心物种,存在于所有的土壤生境样品。森林土壤生境优势甲烷氧化细菌为Type Ⅱ型甲烷氧化细菌,草地土壤生境优势物种为Type Ⅱ型或NC10门甲烷氧化细菌,农田土壤生境最为复杂,Type Ⅰ型、Type Ⅱ型和NC10门甲烷氧化细菌均有可能成为优势物种。ANME-2d古菌是陆地土壤生境中绝对优势的厌氧嗜甲烷古菌,除此之外,草地、农田土壤中还存在少量不同于以往报道的特殊ANME-1分支。3)探究了典型土壤生境中甲烷氧化微生物生态位分异的环境影响因子气候分区、土地利用类型和深度对土壤生境微生物群落结构以及甲烷循环存在明显分异影响,但水稻种植对土壤生境微生物群落结构和功能的影响具趋同性。pH、温度和无机氮均导致了甲烷氧化微生物的分异。Proteobacteria门甲烷氧化细菌、NC10门甲烷氧化细菌和ANME古菌均偏好于中性pH和20-30℃中温环境,Verrucomicrobia门甲烷氧化细菌偏好于酸性环境;氨氮与Proteobacteria门甲烷氧化细菌、ANME-2d古菌丰度以及好氧甲烷氧化活性呈极显着正相关性,硝态氮和非ANME-2d簇ANME古菌丰度呈显着负相关。4)探究了甲烷氧化微生物对氮素输入的响应机制氮素输入改变了潮间带甲烷氧化格局,提升了反硝化型厌氧甲烷氧化微生物的丰度、活性及其对潮间带甲烷氧化的贡献占比。氮素输入改变了稻田土壤甲烷氧化格局,NC10门甲烷氧化细菌和ANME-2d古菌是稻田土壤中的优势物种,反硝化型厌氧甲烷氧化是水稻生长季节主导的甲烷氧化过程,占稻田土壤甲烷氧化的71.9%。
吴迪,韩文杰,井添祺[8]（2020）在《北方某污水厂MBBR工艺升级改造后的高效脱氮除磷效果》文中指出北方某规模为10万m3·d-1的污水处理厂在经MBBR升级改造后,在进水低碳氮比条件下取得了高效脱氮除磷效果。结果表明,在秋冬季进水投加碳源后C/N仅为3.05的条件下,生化段TN去除率高达87.4%,TP去除率为91.9%。低于设计和理论值的碳源消耗,预示着系统能可能存在其他路径的氮磷去除方式,通过沿程及小试实验追踪,发现系统在好氧区存在显着的TN去除,去除率约占15%～20%,在缺氧区存在显着的TP去除,去除率高达63.04%,推断系统内发生了同步硝化反硝化（SND）和反硝化除磷（DPB）现象。小试结果表明SND主要来自于悬浮载体,得益于悬浮载体生物膜功能菌分层分布;DPB得益于系统较长的缺氧停留时间及较短的泥龄。SND和DPB是系统高效脱氮除磷而低碳源消耗的主要原因;经高通量测序验证了SND现象主要来源于悬浮载体;悬浮载体上硝化菌群丰度为28.56%,是污泥的14倍,反硝化菌占比约8.34%,为SND效果的发生提供了微观保证;污泥中存在CandidatusAccumulibacter、Acinetobacter和Tetrasphaera,为该污水厂存在反硝化除磷及高效除磷现象提供了微观证据。
诸葛杨炀[9]（2020）在《低pH耦合气体吹扫调控生物反硝化产N2O性能及其微生态机制》文中研究说明近年来,在生物短程反硝化过程中富集一氧化二氮（N2O）以同步实现氮素去除和能源回收已成为环境工程水处理领域的研究热点。然而,现有N2O回收工艺存在操作复杂、条件苛刻的不足,限制其推广应用。本论文研发了一种基于低pH培养和惰性气体吹扫的短程反硝化高效回收N2O新方法,并利用宏基因组学和宏转录组学的方法揭示了其微生态机制。批次实验结果表明,低pH培养下的污泥在惰性气体吹扫后具有较高的N2O产率。在惰性气体吹扫之前,在pH值为4.5和6.0的反应器中培养的活性污泥最大N2O产率仅为26%;在惰性气体吹扫之后,污泥的最大N2O产率分别增至97.5%和80.2%;而在pH值为7.5的反应器中始终没有检测到N2O的产生。宏基因组分析表明,惰性气体吹扫导致含有编码Ⅰ型N2O还原酶基因（nosZⅠ）的反硝化菌丰度上升,而含有编码Ⅱ型N2O还原酶基因（nosZⅡ）的反硝化菌丰度下降。但nosZ基因的总体丰度并未下降。宏转录组分析表明,在酸性条件下由非生物还原产生的一氧化氮（NO）使得N2O还原酶（Nos）失活是导致N2O大量积累的直接原因。进一步分析发现NO可能通过绑定nosZⅠ型反硝化菌特有NosR蛋白中的[4Fe:4S]簇,使得NosR蛋白失去维持Nos活性的功能。以上分析表明,基于低pH培养和惰性气体吹扫的短程反硝化高效回收N2O是由于反硝化菌群定向演替附加NO抑制的共同作用。本论文创建了一种高效简易的回收N2O方法,推动了废水氮素能源回收技术发展。
朱笔通[10]（2020）在《不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制》文中指出氮污染已扰乱生态系统并影响到人类健康和经济发展。自然界的氮循环过程主要由代谢多样性微生物构成的复杂代谢网络所驱动,因而微生物在生态系统的氮平衡以及氮污染治理等方面起着重要作用。近年来,新的氮代谢途径不断被发现,为氮污染环境的治理提供了新的视角和有效途径。不产氧光合细菌（Anaerobic Phototrophic Bacteria,APB）广泛分布于各种生境,对自然界碳氮硫等元素循环不可或缺。然而,它们适应环境变化的细胞代谢机制仍缺乏系统全面的认识。海洋着色菌（Marichroamtium gracilie）YL28分离自红树林特殊生境,不但能以高浓度亚硝氮为唯一氮源生长,也能高效去除水体无机三态氮,是目前对亚硝氮耐受和去除能力最高的APB菌株之一,但其脱氮机制,尤其是对亚硝氮利用和耐受机制尚不清楚。本文从比较基因组水平上解析了APB碳氮硫代谢通路,系统阐明了36株紫细菌的氮代谢途径以及YL28高效脱氮和耐受亚硝氮的分子机制,挖掘验证了APB氮代谢的1条新途径和1个新基因,提出了1条新型的微生物氮代谢途径。进一步以YL28为材料,阐明了YL28对于外界氮源扰动、光氧变化响应规律以及3条共存氮代谢途径之间相互协调关系。最后探究YL28对海水养殖水体氮污染的原位去除效果。主要研究结果如下:1.对数据库公布的36个APB菌株基因组分析表明,APB拥有7条氮代谢途径,首次在微生物中发现了非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径。首次发现APB也具有异化硝酸盐还原至氨途径（DNRA）。首次发现紫硫细菌类群也拥有同化硝酸盐还原途径（ANR）。另外,APB中的固氮基因多源自基因水平转移,反硝化途径（DN）多为不完全反硝化。YL28菌株的硫代谢通路主要有硫氧化、异化硫还原和Sox系统,碳代谢主要有EMP、HMP、TCA、乙醛酸循环、还原性柠檬酸循环等,还含有重金属抗性蛋白、甜菜碱和duf2062等渗透压调节因子。2.蛋白序列比对和同源建模显示,ANR的NirA和DNRA的NrfA（Otr家族）与已知功能蛋白一致性仅有27.1%和19.2%,异源表达验证了这2个新基因的酶学功能,理化性质显示NirA和NrfA最适作用温度和pH分别为40℃、35℃和6.0、5.0。非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径验证结果显示,Vc（羟自由基抑制剂）可抑制约80%的羟胺生成,过氧化氢（羟自由基促进剂）可提高50%羟胺生成量,表明羟胺的生成是羟自由基所致。酶活验证还表明有羟胺还原途径的存在,羟胺还原酶（Hcp）与已知功能蛋白序列的一致性为55.3%,最适作用温度和p H分别为35℃和6.0。3.共存氮代谢途径对环境氮扰动、光氧变化的响应和协调规律以及碳氮硫循环耦联关系。3条氮代谢途径关键酶基因转录水平结果显示:（1）ANR途径受氨氮明显抑制,2 mg/L氨氮可抑制50%的nirA表达量;DN途径受氨氮影响较小,硝氮、羟胺和亚硝氮对其有促进作用;4种无机氮均对DNRA途径有促进作用;羟胺还原途径受氨氮抑制,氨氮存在时,硝氮、羟胺和亚硝氮对其影响较小。（2）随硝氮浓度增加,ANR、DN和DNRA活性均提高,与低浓度硝氮相比,高浓度硝氮时的DN活性提高37倍（norB）和18倍（nar I）,ANR活性提高约36倍（nirA）,DNSR活性提高约2.5倍（nrf A）。（3）有光无光时,DN和ANR均发挥作用,DN表达量比无光时提高约28倍（norB）和20倍（narI）,ANR（nirA）表达量提高约24倍。无光时,ANR>DN>DNRA。（4）有氧无氧时,DN、ANR和DNRA均有活性,但厌氧环境更有利于其发挥作用;厌氧时,DN表达量比有氧时提高约37倍（norB）和16倍（narI）,ANR提高约20倍（nirA）,DNRA提高约3倍（nrf A）;好氧时,ANR表达能力高于DN和DNRA。（5）在厌氧有光/无光、在氨氮和硝氮/亚硝氮共存环境下,DN表达能力高于DNRA,ANR受显着抑制。通过基因富集分析,获得了碳氮硫耦联关键因子为glt B、glnA和cysE,实验结果表明YL28脱氮除硫最佳碳氮硫比例为C:N:S=7.56:6:5。4.YL28安全无毒。在有氧/低氧且不添加外部碳源条件下,YL28能同时有效去除氨和亚硝氮,并防止N过度流失。室内对虾养殖水体脱氮研究显示,YL28能够同时去除水体中高浓度氨氮（3.5 mg/L）和亚硝氮（1 mg/L）,在7 d内,约99.96%的亚硝氮和95.6%的氨氮被去除。在零交换水的大田对虾养殖水体中（20 d）,YL28显着抑制氨氮积累,亚硝氮脱除率达99.3%（1.25 mg/L）。综上所述,本文发现微生物具有一条新的非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径,发现和验证了ANR和DNRA途径的2个新酶。YL28耐受高浓度亚硝氮和高效除氮的分子机制是细胞内3条氮代谢途径（DN、ANR和DNRA）相互协调所致,可在有光无光、有氧和厌氧条件下均具有除氮特性,这为氮污染的有效治理以及APB的合理施用提供了重要科学依据。
二、Experimental evidence for aerobic bio-denitriflcation（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、Experimental evidence for aerobic bio-denitriflcation（论文提纲范文）
（1）厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.2 生物脱氮技术研究现状 |
| 1.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2 短程硝化技术 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化技术 |
| 1.3 厌氧氨氧化细菌及相关脱氮微生物菌群 |
| 1.3.1 氨氧化细菌和古菌 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化细菌 |
| 1.4 厌氧氨氧化群落结构与功能组学的研究 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化16S rRNA基因扩增子测序的应用 |
| 1.4.2 宏基因组学技术研究厌氧氨氧化群落和功能 |
| 1.4.3 单细胞组学技术 |
| 1.5 课题研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 自养脱氮反应器的启动策略和运行 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 时序固定化-颗粒化启动策略 |
| 2.1.3 载体预富集小试实验 |
| 2.1.4 ICIB反应器的构建与启动 |
| 2.1.5 SBR反应器的设计及启动 |
| 2.2 分析和检测方法 |
| 2.2.1 常规检测指标的测定 |
| 2.2.2 扫描电镜分析 |
| 2.2.3 荧光原位杂交 |
| 2.3 基于16S RRNA基因测序的微生物群落结构分析 |
| 2.3.1 DNA的提取和Ilumina高通量测序 |
| 2.3.2 16S rRNA基因扩增子的Pac Bio测序分析 |
| 2.4 宏基因组测序 |
| 2.4.1 Illumina测序的宏基因组组装与注释 |
| 2.4.2 基于宏基因组的Genome binning |
| 2.5 单细胞分选技术为基础的微生物群落及功能研究 |
| 2.5.1 单细胞分选和全基因组扩增 |
| 2.5.2 纯Anammox细菌样品的16S rRNA基因扩增 |
| 2.5.3 纯Anammox细菌样品的单细胞基因组测序 |
| 第3章 Anammox的快速启动策略及其群落结构变化规律的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 ANAMMOX细菌预富集 |
| 3.2.1 Anammox功能微生物的载体预富集 |
| 3.2.2 载体预富集过程中的微生物群落结构分析 |
| 3.3 ANAMMOX工艺的启动及其运行效能分析 |
| 3.3.1 Anammox工艺的启动策略及流程 |
| 3.3.2 UASB反应器启动Anammox工艺的运行效能分析 |
| 3.3.3 ICIB反应器启动Anammox工艺的运行效能分析 |
| 3.3.4 ICIB反应器中微生物群落结构的动态变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于多组学解析Anammox群落演替规律及基因功能途径 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 ANAMMOX反应器的运行和污泥形态表征 |
| 4.2.1 Anammox反应器的接种和运行 |
| 4.2.2 ICIB反应器Anammox生物膜成像分析 |
| 4.2.3 ICIB反应器中生物膜的FISH检验 |
| 4.3 基于16S RRNA基因的ILLUMINA测序 |
| 4.3.1 基于Illumina平台的16S rRNA基因测序的质量控制 |
| 4.3.2 ICIB反应器中微生物群落的多样性变化 |
| 4.3.3 ICIB启动过程中微生物群落结构的演替 |
| 4.4 基于16S RRNA基因全长的PACBIO测序 |
| 4.4.1 基于PACBIO平台的16S RRNA基因测序的质量控制 |
| 4.4.2 ICIB反应器中微生物群落的多样性变化 |
| 4.4.3 三代SMRT测序下微生物群落结构在ICIB启动过程中的演替 |
| 4.5 基于宏基因组测序对ANAMMOX细菌群的检测和分析 |
| 4.5.1 宏基因组测序数据的质量控制 |
| 4.5.2 基于宏基因组测序的生物分类信息 |
| 4.5.3 基于宏基因组测序的基因信息 |
| 4.5.4 启动前后宏基因组测序中群落的功能分布 |
| 4.5.5 宏基因组测序对Anammox细菌的代谢途径解析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 短程硝化-厌氧氨氧化构建与Anammox纯菌代谢途径重构 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 短程硝化工艺的启动及运行 |
| 5.2.1 短程硝化工艺的启动过程中污泥特性变化 |
| 5.2.2 启动过程中污染物的去除效果 |
| 5.2.3 短程硝化启动过程中微生物种群结构的变化 |
| 5.3 不同曝气条件对短程硝化工艺运行的影响 |
| 5.3.1 不同曝气条件对短程硝化污泥特性的影响 |
| 5.3.2 不同曝气条件对短程硝化工艺污染物去除效果的影响 |
| 5.4 短程硝化-厌氧氨氧化耦合工艺的运行 |
| 5.4.1 短程硝化单元脱氮效果 |
| 5.4.2 Anammox单元脱氮效果 |
| 5.4.3 耦合系统总体脱氮运行效果 |
| 5.5 ANAMMOX细菌的单细胞分选及基于纯菌的代谢途径重构 |
| 5.5.1 耦合体系中Anammox纯细菌的拉曼识别 |
| 5.5.2 拉曼分选样品的微生物群落结构分析 |
| 5.5.3 Anammox细菌单细胞的拉曼光谱分析 |
| 5.5.4 Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的单细胞基因组代谢途径 |
| 5.5.5 基于单细胞基因组测序的binning分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）反硝化厌氧甲烷氧化脱氮过程解析及其碳氮硫转化机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 甲烷地球循环及其意义 |
| 1.3 厌氧甲烷氧化过程 |
| 1.3.1 厌氧甲烷氧化过程发现与证实 |
| 1.3.2 厌氧甲烷氧化耦合硫酸盐还原 |
| 1.3.3 厌氧甲烷氧化耦合铁/锰还原 |
| 1.3.4 厌氧甲烷氧化耦合硝酸盐/亚硝酸盐还原 |
| 1.3.5 厌氧甲烷氧化的其他电子受体 |
| 1.4 反硝化厌氧甲烷氧化生态学意义及应用前景 |
| 1.4.1 反硝化厌氧甲烷氧化功能微生物分布及富集培养 |
| 1.4.2 反硝化厌氧甲烷氧化功能微生物代谢途径 |
| 1.4.3 反硝化厌氧甲烷氧化工程化应用的潜力分析 |
| 1.5 本文的研究背景、目的及意义 |
| 1.6 本文的主要研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 目前研究存在的问题 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.1.1 DAMO功能微生物富集培养 |
| 2.1.2 膜曝气膜生物反应器工艺系统 |
| 2.1.3 膜生物膜反应器工艺系统 |
| 2.2 实验设备与材料 |
| 2.2.1 实验仪器设备 |
| 2.2.2 实验试剂和材料 |
| 2.3 常规实验分析方法 |
| 2.3.1 水样预处理 |
| 2.3.2 常规水质测定方法 |
| 2.3.3 气体组分测定方法 |
| 2.3.4 溶解态气体测定方法 |
| 2.3.5 生物膜内基质浓度测定方法 |
| 2.3.6 稳定同位素~(15)N测定方法 |
| 2.3.7 生物样品表面形态观察方法 |
| 2.4 分子生物检测及分析方法 |
| 2.4.1 生物样品的采集以及DNA和 RNA的提取 |
| 2.4.2 功能基因的定量以及转录表达活性分析 |
| 2.4.3 荧光原位杂交分析方法 |
| 2.4.4 16S rRNA扩增子测序及分析 |
| 2.4.5 宏基因组测序及分析 |
| 2.4.6 宏转录组测序及分析 |
| 2.5 计算方法 |
| 第3章 反硝化厌氧甲烷氧化耦合厌氧氨氧化脱氮系统构建及效能调控 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 DAMO耦合Anammox过程功能微生物的共富集培养 |
| 3.2.1 共富集培养物的脱氮性能 |
| 3.2.2 共富集培养物的菌群结构分析 |
| 3.3 膜曝气膜生物反应器脱氮性能及其模型优化 |
| 3.3.1 曝气膜材料优选 |
| 3.3.2 甲烷膜曝气对共富集培养物脱氮性能的影响 |
| 3.3.3 MAMBR脱氮性能及种群结构 |
| 3.3.4 MAMBR数学模型优化 |
| 3.4 膜生物膜反应器脱氮性能及其运行调控策略 |
| 3.4.1 MBfR脱氮性能及其启动策略 |
| 3.4.2 功能微生物交互作用 |
| 3.4.3 菌群结构和功能基因的动态分析 |
| 3.4.4 运行策略研究对实际工程应用的指导意义 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 亚硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化功能微生物生态位分化及氧化亚氮释放特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 亚硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化脱氮性能 |
| 4.2.1 功能微生物富集培养 |
| 4.2.2 MBfR脱氮性能及种群结构 |
| 4.3 亚硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化功能微生物生态位分化 |
| 4.3.1 16S rRNA基因系统进化发育 |
| 4.3.2 基质代谢动力学分析 |
| 4.4 亚硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化N_2O释放特性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化驱动硝酸盐异化还原为铵过程及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化脱氮性能及种群结构 |
| 5.3 硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化驱动硝酸盐异化还原为铵 |
| 5.3.1 厌氧甲烷氧化耦合DNRA过程机制解析 |
| 5.3.2 厌氧甲烷氧化耦合DNRA支持厌氧氨氧化过程发生 |
| 5.4 硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化驱动DNRA过程的环境意义 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 厌氧甲烷氧化驱动硝酸盐和硫酸盐同步还原高效脱氮过程及机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 厌氧甲烷氧化驱动硝酸盐和硫酸盐同步还原的脱氮性能 |
| 6.2.1 MBfR脱氮性能及种群结构 |
| 6.2.2 厌氧甲烷氧化驱动硝酸盐和硫酸盐同步还原 |
| 6.3 厌氧甲烷氧化驱动碳氮硫循环关键过程机制解析 |
| 6.3.1 功能微生物基因组学研究 |
| 6.3.2 生物膜表面微观结构分析 |
| 6.4 厌氧甲烷氧化驱动碳氮硫循环的环境意义 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（3）海绵铁分散度对BSIS厌氧好氧微环境及同步硝化反硝化特征影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体氮素污染现状及去除方法 |
| 1.2.1 水体氮素污染的危害 |
| 1.2.2 水体氮素去除方法 |
| 1.3 同步硝化反硝化(SND)研究现状 |
| 1.3.1 同步硝化反硝化过程发生机理 |
| 1.3.2 同步硝化反硝化过程的影响因素 |
| 1.4 生物海绵铁体系 |
| 1.4.1 生物海绵铁体系的组成 |
| 1.4.2 生物海绵铁体系应用于脱氮的技术优势 |
| 1.4.3 生物海绵铁体系应用于脱氮的研究现状 |
| 1.5 课题研究的背景、目的意义及主要内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题的提出背景及研究意义 |
| 1.5.3 课题研究的主要内容 |
| 2 BSIS中溶解氧分布及厌氧好氧微环境特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验装置及方法 |
| 2.1.3 实验水质 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 不同分散度下间歇式生物海绵铁体系周期内海绵铁球体内部溶解氧实时分布特征 |
| 2.2.2 稳定条件下BSIS体系溶解氧分布特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 海绵铁分散度对于间歇式生物海绵铁体系去除效果的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验装置及水质 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 分析测定方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 各反应器对CODcr的处理效果分析 |
| 3.2.2 各反应器对于NH_4~+-N的处理效果分析 |
| 3.2.3 各反应器对NO_2~--N、NO_3~--N的处理效果分析 |
| 3.2.4 各反应器对TN的处理效果分析 |
| 3.2.5 各反应器中上清液和混合液中Fe~(2+)、TFe的溶出情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 海绵铁分散度对于生物海绵铁体系脱氮酶及微生物种群结构影响 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 粗酶液的提取 |
| 4.1.2 酶活性的测定 |
| 4.1.3 微生物高通量测序 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 海绵铁不同分散度对于脱氮过程酶活性的影响 |
| 4.2.2 微生物群落丰度及多样性 |
| 4.2.3 微生物群落相似性及差异性 |
| 4.2.4 菌门分类水平上微生物群落组成 |
| 4.2.5 菌属分类水平上微生物群落组成 |
| 4.2.6 优势菌属功能性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间获得科研成果 |
（4）絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 好氧颗粒污泥工艺简介 |
| 1.1.1 好氧颗粒污泥的培养及性质 |
| 1.1.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.1.3 好氧颗粒污泥培养的关键参数 |
| 1.1.4 好氧颗粒污泥的污染物去除能力 |
| 1.2 高磷工业废水 |
| 1.2.1 高磷工业废水的来源与特点 |
| 1.2.2 高磷工业废水处理技术研究进展 |
| 1.3 活性污泥模型 |
| 1.3.1 活性污泥模型 |
| 1.3.2 好氧颗粒污泥模型 |
| 1.4 课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 课题的研究目的及意义 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 第二章 絮凝剂对好氧颗粒污泥的快速培养强化作用及机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 反应器运行方式 |
| 2.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 EPS的提取与测定 |
| 2.2.5 微生物群落分析 |
| 2.2.6 微观表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氯化铁对污泥成粒形态变化的影响 |
| 2.3.2 氯化铁对处理效能的影响 |
| 2.3.3 氯化铁对成粒过程中污泥特性的影响 |
| 2.3.4 氯化铁对成粒过程中EPS的影响 |
| 2.3.5 氯化铁对成熟颗粒微观形态的影响 |
| 2.3.6 氯化铁对污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 反应器运行方式 |
| 3.2.2 实验用废水和絮凝剂投加方式 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 EPS的提取与测定 |
| 3.2.5 微生物群落分析 |
| 3.2.6 微观表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氯化铁对高磷废水反应器污泥成粒形态变化的影响 |
| 3.3.2 氯化铁耦合AGS对高磷工业废水处理效率的影响 |
| 3.3.3 氯化铁对高磷废水AGS反应器中污泥特性的影响 |
| 3.3.4 氯化铁对高磷废水反应器成粒过程中EPS的影响 |
| 3.3.5 氯化铁对高磷废水反应器成熟颗粒微观形态的影响 |
| 3.3.6 氯化铁对高磷废水反应器微生物群落分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 絮凝剂耦合好氧颗粒污泥工艺对高磷废水处理数学模拟研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型的建立 |
| 4.2.1 模型的基本概念 |
| 4.2.2 模型的组分 |
| 4.2.3 模型的生化过程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 铁盐絮凝剂耦合AGS系统稳态周期内除污表现 |
| 4.3.2 铁盐絮凝剂耦合AGS系统模型敏感性分析 |
| 4.3.3 铁盐絮凝剂耦合AGS系统参数校正 |
| 4.3.4 不同条件下耦合AGS系统性能的影响预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（5）源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语和缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农村生活污水治理现状 |
| 1.2 农村污水治理的模式与选择 |
| 1.3 黑灰分离处理方式进展 |
| 1.4 生物处理脱氮技术进展 |
| 1.5 人工湿地强化除磷 |
| 1.6 课题研究的目的,意义,内容和技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与实验用水 |
| 2.2 生化指标检测 |
| 2.3 微生物检测 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 第三章 改进型厌氧折流板反应器黑水预处理 |
| 3.1 MABR的启动情况 |
| 3.2 HRT对MABR运行效果的影响 |
| 3.2.1 初次启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.2.2 重启动后不同HRT时MABR运行效果 |
| 3.3 MABR稳定运行处理效果 |
| 3.4 MABR微生物群落分析 |
| 3.4.1 各隔室细菌分布分析 |
| 3.4.2 各隔室古菌分布分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 缺氧-好氧联合生物处理 |
| 4.1 运行条件优化 |
| 4.1.1 回流比的影响 |
| 4.1.2 ANF水力停留时间的影响 |
| 4.1.3 ms-wdRBC水力停留时间的影响 |
| 4.1.4 盘片转速的影响 |
| 4.2 稳定运行情况 |
| 4.2.1 污染物去除效果 |
| 4.2.2 能耗分析 |
| 4.3 微生物群落空间分布 |
| 4.3.1 群落多样性分析 |
| 4.3.2 群落物种空间分布 |
| 4.4 适用于农村生活污水治理工程的参数条件 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 多级水车驱动式生物转盘的优化与充氧模型 |
| 5.1 水车驱动式生物转盘的构型优化 |
| 5.2 水车双侧驱动式生物转盘的充氧性能测评与优化 |
| 5.2.1 跌水高度对充氧能力的影响 |
| 5.2.2 跌水流量对充氧能力的影响 |
| 5.2.3 盘片转速对充氧能力的影响 |
| 5.3 水车双侧驱动式生物转盘的氧传质模型 |
| 5.3.1 跌水过程充氧模型 |
| 5.3.2 转动过程充氧模型 |
| 5.3.3 ms-wdRBCs氧传质模型 |
| 5.4 转盘盘片生物膜的显微镜观察研究 |
| 5.4.1 生物盘片挂膜启动及膜生长情况 |
| 5.4.2 稳定运行过程生物膜微生物观察情况 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工湿地强化除磷 |
| 6.1 人工湿地强化除磷基质的选择 |
| 6.1.1 基质强化除磷吸附机理实验筛选 |
| 6.1.2 投加量、粒径、初始磷浓度及温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.1 投加量对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.2 粒径对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.3 初始磷浓度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.4 温度对两种基质磷吸附的影响 |
| 6.1.2.5 吸附动力学及热力学分析 |
| 6.1.3 强化除磷基质人工湿地中试筛选 |
| 6.2 人工湿地强化除磷植物的选择 |
| 6.2.1 夏秋季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.1.1 夏秋季植物磷去除情况 |
| 6.2.1.2 夏秋季植物氮去除情况 |
| 6.2.1.3 夏秋季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.2.2 冬春季强化除磷植物筛选 |
| 6.2.2.1 冬春季植物磷去除情况 |
| 6.2.2.2 冬春季植物氮去除情况 |
| 6.2.2.3 冬春季水生植物滤床氮磷去除能力 |
| 6.3 经济型人工湿地的构建与经济效益 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
（6）焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 焦化废水的来源和特征 |
| 1.2.1 焦化废水的来源 |
| 1.2.2 焦化废水的特征 |
| 1.2.3 焦化废水的危害 |
| 1.3 VOCs的特点和排放 |
| 1.3.1 VOCs的定义 |
| 1.3.2 VOCs的种类和性质 |
| 1.3.3 VOCs的危害 |
| 1.3.4 VOCs的排放源 |
| 1.3.5 VOCs的排放规范 |
| 1.4 废水处理厂中的VOCs |
| 1.4.1 国内外研究现状 |
| 1.4.2 废水中VOCs的采集和测定方法 |
| 1.4.3 液面上VOCs气体的采集和测定方法 |
| 1.5 焦化废水处理技术及工艺 |
| 1.5.1 预处理技术 |
| 1.5.2 生物处理技术 |
| 1.6 选题意义和研究内容 |
| 1.6.1 选题意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究思路 |
| 第2章 焦化废水处理工艺运行情况和特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 焦化废水处理厂 |
| 2.2.1 基本情况 |
| 2.2.2 工艺流程 |
| 2.2.3 工程设计参数和构筑物参数 |
| 2.3 A/O/O工艺处理过程 |
| 2.3.1 预处理阶段 |
| 2.3.2 生物处理阶段 |
| 2.4 各阶段水质特征 |
| 2.4.1 样品采集 |
| 2.4.2 水质分析检测 |
| 2.4.3 水质特征分析 |
| 第3章 焦化废水处理过程水相VOCs特征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器、试剂材料 |
| 3.2.2 采样方法 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水相中苯系物的分布 |
| 3.3.2 污泥中苯系物的含量 |
| 3.3.3 苯系物的去除效果 |
| 3.3.4 苯系物浓度的相关性 |
| 3.3.5 水相苯系物、COD和 TOC的浓度变化 |
| 3.3.6 水相和污泥相中苯系物的相关性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 焦化废水处理过程气态VOCs分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分和方法 |
| 4.2.1 仪器、试剂材料 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 排放速率的计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 气态 VOCs 的分布特征 |
| 4.3.2 VOCs浓度之间的相关性 |
| 4.3.3 气态VOCs与 COD、TOC之间的关系 |
| 4.3.4 气相和水相中苯系物的相关性 |
| 4.3.5 理论恶臭浓度 |
| 4.3.6 排放速率的估算 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 焦化废水处理过程中 VOCs 的气液传质 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 理论基础 |
| 5.2.1 双膜理论 |
| 5.2.2 双阻力模型 |
| 5.2.3 去除机制 |
| 5.2.4 污染物的传质通量 |
| 5.3 国内外研究情况 |
| 5.4 影响VOCs排放的因素 |
| 5.4.1 有机污染物的环境行为 |
| 5.4.2 物理化学性质的影响 |
| 5.4.3 有机物浓度的影响 |
| 5.4.4 处理工艺的影响 |
| 5.5 质量平衡分析 |
| 5.5.1 质量平衡分析方法 |
| 5.5.2 质量平衡分析结果 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 VOCs排放的健康风险评价和污染评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 毒性和污染评价方法 |
| 6.2.1 挥发性有机物的毒性 |
| 6.2.2 癌症风险评价方法 |
| 6.2.3 非癌症风险评价方法 |
| 6.2.4 臭氧生成潜势的计算方法 |
| 6.2.5 二次气溶胶形成潜势 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 癌症风险评价 |
| 6.3.2 非癌症风险评价 |
| 6.3.3 臭氧生成潜势 |
| 6.3.4 二次气溶胶生成潜势 |
| 6.3.5 污染控制对策建议 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 不足之处 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）甲烷氧化微生物生态位分异环境驱动机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 文中缩写说明 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 甲烷与温室效应 |
| 1.1.1 甲烷及其温室效应 |
| 1.1.2 主要甲烷源及甲烷减排意义 |
| 1.2 甲烷的微生物汇 |
| 1.2.1 甲烷氧化细菌 |
| 1.2.2 甲烷氧化古菌 |
| 1.3 甲烷氧化微生物生态学研究进展 |
| 1.3.1 甲烷氧化微生物生态分布研究现状 |
| 1.3.2 甲烷氧化微生物生态位分异研究现状 |
| 1.4 土壤甲烷氧化微生物 |
| 1.4.1 土壤在全球甲烷循环中的重要性 |
| 1.4.2 土壤甲烷氧化微生物的研究意义 |
| 1.5 论文研究目标及基本思路 |
| 2 典型生境中甲烷氧化微生物生态位分异特征 |
| 前言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 取样区选点与样品采集 |
| 2.1.2 潜在甲烷氧化速率测定 |
| 2.1.3 DNA抽提与定量PCR |
| 2.1.4 宏基因组测序 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 浙江地区典型土壤生境甲烷氧化微生物生态位分异特征 |
| 2.2.2 东北地区典型土壤生境甲烷氧化微生物生态位分异特征 |
| 2.2.3 新疆地区典型土壤生境甲烷氧化微生物生态位分异特征 |
| 2.2.4 西藏地区典型土壤生境甲烷氧化微生物生态位分异特征 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 甲烷氧化微生物在纵向空间上的生态位分异特征 |
| 2.3.2 甲烷氧化微生物在地理空间上的分布特征 |
| 2.3.3 土壤生境sulfate-AOM功能的行使者 |
| 2.4 小结 |
| 3 典型生境中甲烷氧化微生物关键功能物种 |
| 前言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 DNA抽提与PCR扩增 |
| 3.1.3 16S rRNA基因扩增子测序 |
| 3.1.4 物种网络构建 |
| 3.1.5 核心物种筛选 |
| 3.1.6 系统发育分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 典型土壤生境中的基石物种 |
| 3.2.2 典型土壤生境中的核心物种 |
| 3.2.3 典型土壤生境中的优势甲烷氧化功能物种 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 甲烷氧化微生物对群落结构的影响 |
| 3.3.2 典型土壤生境中优势甲烷氧化细菌 |
| 3.3.3 典型土壤生境中优势甲烷氧化古菌 |
| 3.4 小结 |
| 4 甲烷氧化微生物生态位分异的环境影响机制 |
| 前言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 潜在甲烷氧化速率测定 |
| 4.1.3 DNA提取与定量PCR |
| 4.1.4 宏基因组测序 |
| 4.1.5 理化因子测定 |
| 4.1.6 生物统计学分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 微生物群落结构主成分分析与代谢功能主坐标分析 |
| 4.2.2 典型土壤生境甲烷循环功能基因分布 |
| 4.2.3 pH、温度等环境条件对甲烷氧化微生物的影响 |
| 4.2.4 无机氮对甲烷氧化微生物的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 气候分区、土地利用类型和深度对甲烷氧化微生物的影响 |
| 4.3.2 环境条件对甲烷氧化微生物的影响 |
| 4.3.3 氮素对甲烷氧化微生物的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 甲烷氧化微生物对氮素输入的响应机制 |
| 前言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集 |
| 5.1.2 原位甲烷排放与理化因子测定 |
| 5.1.3 潜在甲烷氧化速率测定 |
| 5.1.4 DNA抽提与定量PCR |
| 5.1.5 宏基因组测序 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 潮间带沉积物无机氮水平时空差异 |
| 5.2.2 潮间带反硝化型厌氧甲烷氧化微生物 |
| 5.2.3 稻田土壤无机氮水平季节性差异 |
| 5.2.4 稻田土壤甲烷氧化微生物对氮素输入的响应机制 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 氮素输入改变了潮间带甲烷氧化格局 |
| 5.3.2 氮素输入改变了稻田土壤甲烷氧化格局 |
| 5.3.3 富营养化vs全球气候变暖 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 研究生阶段所取得的科研成果 |
| 论文发表情况 |
| 获得专利情况 |
| 获得奖励情况 |
（9）低pH耦合气体吹扫调控生物反硝化产N2O性能及其微生态机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 废水能源回收现状 |
| 1.2 以N_2O形式回收氮素工艺及其现状 |
| 1.2.1 N_2O的理化性质 |
| 1.2.2 N_2O的源 |
| 1.2.3 CANDO 工艺 |
| 1.2.4 CANDO+P工艺 |
| 1.3 生物反硝化过程 |
| 1.4 环境条件对反硝化产N_2O的影响 |
| 1.4.1 电子供体的种类及含量 |
| 1.4.2 溶解氧 |
| 1.4.3 Nos酶抑制物 |
| 1.4.4 pH值 |
| 1.4.5 气体吹扫 |
| 1.5 本课题研究的目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 反应器运行 |
| 2.3 N_2O积累性能试验 |
| 2.4 化学分析方法 |
| 2.5 16S rRNA基因高通量测序及分析 |
| 2.5.1 DNA提取 |
| 2.5.2 16S rRNA基因高通量测序 |
| 2.5.3 OTU(Operational Taxonomic Units)分析 |
| 2.5.4 Beta多样性分析 |
| 2.6 组学分析 |
| 2.6.1 宏基因组测序及分析 |
| 2.6.2 宏转录组测序及分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 酸性条件下惰性气体吹扫对N_2O产率的影响 |
| 3.2 基于16S rRNA基因高通量测序的微生物菌群分析 |
| 3.2.1 主坐标分析 |
| 3.2.2 菌群多样性及丰度分析 |
| 3.3 宏基因组分析 |
| 3.3.1 reads水平上的主坐标分析 |
| 3.3.2 reads水平上的反硝化基因丰度比较 |
| 3.3.3 基因组拼接与菌群重建 |
| 3.3.4 关键基因组丰度及其反硝化基因携带情况 |
| 3.4 宏转录组分析 |
| 3.4.1 reads层面的反硝化基因活性分析 |
| 3.4.2 重建菌群的转录活性分析 |
| 3.4.3 N_2O积累机理 |
| 3.5 本研究的应用价值 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间相关研究成果 |
（10）不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海水养殖水体氮污染 |
| 1.1.1 海水养殖水体氮污染现状 |
| 1.1.2 海水养殖水体脱氮技术 |
| 1.1.3 微生态制剂在养殖水体中的应用 |
| 1.1.4 微生物氮循环与氮污染治理 |
| 1.1.5 海水养殖水体中的微生态制剂 |
| 1.2 微生物的氮循环途径 |
| 1.2.1 微生物驱动的氮循环 |
| 1.2.2 氮循环途径的新认识 |
| 1.3 氮循环途径调控 |
| 1.3.1 植物和真菌氮代谢调控 |
| 1.3.2 原核微生物氮代谢的调控 |
| 1.3.3 氮循环与碳、硫循环的耦联 |
| 1.4 不产氧光合细菌 |
| 1.4.1 不产氧光合细菌的氮循环 |
| 1.4.2 不产氧光合细菌的生物脱氮 |
| 1.5 课题研究思路及主要研究内容 |
| 1.6 本文创新点 |
| 第2章 基于APB基因组水平的氮循环及CNS耦联机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 基因组获取 |
| 2.2.2 系统发育树的构建 |
| 2.2.3 基因组可变区与保守区的比较分析 |
| 2.2.4 核心基因组、泛基因组和独特基因组的比较分析 |
| 2.2.5 基因岛预测 |
| 2.2.6 氮循环、硫循环与环境适应性分析 |
| 2.2.7 碳、硫、氮代谢途径耦联关系的基因富集分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 紫细菌全基因组特征分析 |
| 2.3.2 紫细菌系统发育和进化分析 |
| 2.3.3 紫细菌全基因组比较分析 |
| 2.3.4 基因富集分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 紫细菌的进化关系 |
| 2.4.2 紫细菌的氮硫代谢途径和耐盐分析 |
| 2.4.3 YL28菌株环境适应性分子机制 |
| 2.4.4 紫硫细菌氮硫代谢耦联机制分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 APB氮代谢新功能基因验证 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 培养基及培养条件 |
| 3.2.3 生物信息学分析关键酶 |
| 3.2.4 酶基因的异源表达 |
| 3.2.5 体外酶活测定 |
| 3.2.6 pH、温度对酶活的影响 |
| 3.2.8 温度稳定性测定 |
| 3.2.9 非Amo依赖的氨氧化途径验证实验设计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氮循环的关键酶基因的预测与分析 |
| 3.3.2 关键酶理化特性预测分析 |
| 3.3.3 关键酶的系统发育分析 |
| 3.3.4 关键酶结构模型保守性比对分析 |
| 3.3.5 基因组DNA和质粒载体的检测 |
| 3.3.6 目的基因的检测 |
| 3.3.7 3个重组菌E.coli(nrf A/nir A/hcp)的构建与鉴定 |
| 3.3.8 重组蛋白的鉴定 |
| 3.3.9 重组酶的体外酶活测定及酶学性质的研究 |
| 3.3.10 非氨单加氧酶依赖的氨氧化及羟胺还原途径的挖掘 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 M.gracile YL28 氮循环的调控机制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 研究材料 |
| 4.2.2 主要试剂和仪器 |
| 4.2.3 培养基、试剂配制 |
| 4.2.4 qPCR样品处理 |
| 4.2.5 基因定量分析方法 |
| 4.2.6 不同组合无机氮源对YL28无机氮脱除影响 |
| 4.2.7 不同碳氮硫体系对YL28脱氮除硫能力的影响 |
| 4.2.8 无机氮、硫酸根及乙酸的测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮源组合对YL28脱氮能力的影响 |
| 4.3.2 碳、氮、硫复合体系对YL28代谢能力的影响 |
| 4.3.3 引物特异性验证及RNA提取结果 |
| 4.3.4 培养基及培养条件 |
| 4.3.5 复合氮源对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.3.6 光、氧及硝氮对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 M.gracile YL28 对养殖水体氮调控能力评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 主要试剂与仪器 |
| 5.2.4 YL28对ICR小鼠与海水养殖水体青鳉毒性试验 |
| 5.2.5 无机三氮的测定 |
| 5.2.6 室内对虾养殖水体无机氮的脱除 |
| 5.2.7 对虾大田养殖水体无机氮脱除 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 M.gracile YL28 急性毒性评价 |
| 5.3.2 M.gracile YL28 室内养殖体系的脱氮效果分析 |
| 5.3.3 M.gracile YL28 大田养殖的脱氮效果分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
四、Experimental evidence for aerobic bio-denitriflcation（论文参考文献）
- [1]厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制[D]. 房安然. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]反硝化厌氧甲烷氧化脱氮过程解析及其碳氮硫转化机制[D]. 聂文博. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]海绵铁分散度对BSIS厌氧好氧微环境及同步硝化反硝化特征影响研究[D]. 刘子璐. 兰州交通大学, 2021(02)
- [4]絮凝剂耦合好氧颗粒污泥处理高磷废水及其数学模拟[D]. 林昱昕. 合肥工业大学, 2021(02)
- [5]源头分离的农村生活污水处理组合工艺系统研究[D]. 查晓. 东南大学, 2021(02)
- [6]焦化废水处理中挥发性有机物的分布特征、传质规律和风险评价[D]. 张玉秀. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020
- [7]甲烷氧化微生物生态位分异环境驱动机制研究[D]. 王家骐. 浙江大学, 2020
- [8]北方某污水厂MBBR工艺升级改造后的高效脱氮除磷效果[A]. 吴迪,韩文杰,井添祺. 2020第十五届青岛水大会报告集, 2020
- [9]低pH耦合气体吹扫调控生物反硝化产N2O性能及其微生态机制[D]. 诸葛杨炀. 华东理工大学, 2020(01)
- [10]不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制[D]. 朱笔通. 华侨大学, 2020(01)