一、高温厌氧污泥的耐热性研究（论文文献综述）
杨路[1]（2021）在《污泥及污泥基生物炭对铀的吸附性能研究》文中研究表明人口的激增导致了人们对水的大量需求,随之而来污水处理厂的大量增加和处理效率的提高产生了大量剩余污泥。若不能安全有效地处理这些污泥,将会导致严重的二次污染。近年来有研究者发现以污泥作为原材料制备的生物炭能够有效去除重金属。通过热解和水热解将污泥转化为生物炭作为水体中铀的吸附剂是一种安全有效的处理方式。污泥制成生物炭符合可持续资源回收和利用的目标,促进了以废水为基础的循环经济。本论文探索了水热-厌氧（hydrothermal pretreated anaerobically digested sewage sludge,HT-AD）污泥、堆肥污泥（C1）和剩余污泥（S1）对铀的吸附,此外还以S1和C1为原料分别制备了100℃、150℃和1902℃水热解生物炭和250℃热解生物炭（S-HC100、S-HC150、S-HC190、S-BC250 和 C-HC100、C-HC150、C-HC190 和 C-BC250）,并研究了它们对铀（Ⅵ）（U（Ⅵ））的吸附能力。利用扫描电镜（SEM）图、红外光谱（FTIR）、N2吸附脱附等温线和13C核磁共振（NMR）谱等得到了吸附剂的表面形貌特点、官能团、比表面积等信息,分析了U（Ⅵ）的去除机理。主要得出结论:（1）HT-AD污泥具有絮状结构和较大的比表面积。溶液pH和离子强度影响HT-AD污泥、S1和C1吸附U（Ⅵ）的吸附率。在pH<6.0时,HT-AD污泥、S1和C1对U（Ⅵ）的吸附主要通过内轨络合作用和静电吸附作用;pH>6.0时,主要是外轨络合作用和表面沉淀。HT-AD污泥对U（Ⅵ）的吸附更符合拟二级动力学模型,吸附等温线更符合Langmuir模型,说明U（Ⅵ）在HT-AD污泥上的吸附是单层化学吸附过程。在298K,pH=3.2,HT-AD污泥对U（Ⅵ）的饱和吸附量（qmax）为117.13 mg/g,高于大部分未改性的生物炭和活性炭。-OH、-COOH和P-O官能团可能参与了 U（Ⅵ）在HT-AD污泥上的吸附。HT-AD污泥的重金属浸出风险很小,具有良好的可重复使用性。（2）S-BC250含有较多的芳香碳和较少的极性碳,而水热解S1基生物炭具有较高的极性和较低的芳香性。S1、S-HC190和S-BC250的吸附动力学更符合拟二级动力学模型。S-BC250的吸附等温数据更符合Langmuir模型,而S-HC100,S-HC150,S-HC190更符合Freundlich公式,它们的qmax大小顺序为:S1<S-BC250<S-HC100<S-HC150<S-HC190。S1及S1基生物炭的羟基、羧基、膦酰基等含氧官能团在U（Ⅵ）的吸附中起重要作用。S1基生物炭的吸附能力比S1高,可能是由于水热处理增加了材料的比表面积和极性官能团含量。0.01M的HCl或Na2CO3溶液可以脱附>86%的U（Ⅵ）。与S1相比,S-HC190在循环吸附实验中的吸附率降低百分比更小,性能更稳定。S1经水热或热解处理后,重金属的浸出浓度降低,表明热解和水热解能够促进剩余污泥中重金属的固定。（3）C1、C-HC100和C-BC250的吸附动力学更符合拟二级动力学模型。C1及其水热解生物炭的吸附等温数据更符合Freundlich模型,而C-BC250更符合Langmuir模型。根据Langmuir模型计算,C1、C-HC100和C-BC250的最大吸附量大小顺序为:C-HC100>C-HC150>C-BC250>C-HC190>C1,表明水热解制备温度的升高导致了 C1水热解生物炭吸附量的下降。这可能是由于C1中经腐熟过程形成的稳定有机质的结构在水热处理中遭到了破坏,降低了材料中极性官能团的含量。水热解和热解处理中,有机质结构的破坏还导致了难溶态重金属的再释放,增加了重金属浸出风险。
徐玉璐,乔子茹,储思琴,苏应龙,谢冰[2]（2021）在《污泥资源化过程中新兴污染物的赋存与控制研究进展》文中进行了进一步梳理新兴污染物在污泥中的检出率逐年增加,给污泥的处理带来安全隐患。污泥资源化利用（厌氧消化制沼气和好氧堆肥制土壤改良剂）不仅能实现废弃物的循环利用,还能有效削减污泥中的新兴污染物。从污泥中检出率较高的3类新兴污染物入手,综述不同新兴污染物在污泥中的赋存状况以及污泥资源化过程中新兴污染物的控制措施。污泥资源化处理工艺能够有效控制和削减污泥中存在的大部分新兴污染物。不同新兴污染物的去除效果主要受污染物自身理化性质、降解难易程度、温度、pH、C/N、外源物质添加等因素影响。提出未来应将多种新兴污染物共存体系的去除路径及降解机制研究、优化关键控制参数、提高新兴污染物去除率作为重点研究及技术突破。
白玲[3]（2020）在《沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究》文中研究指明随着我国城镇化的发展,人们生活水平和环保意识逐渐提高,厌氧发酵技术已被成熟运用,大中型的沼气工程也逐渐普遍。然而,其残余物（沼渣、沼液）的处置问题日益严峻。传统的处理方式主要为土地利用,但可能存在重金属、有机农药及病原菌等有害物质会污染土壤,影响植物的正常生长。此外,沼渣的含水率高,即使经过脱水后,其含水率也在80%左右,直接施入土壤不易操作。同时沼渣中木质纤维素含量相对较高,也增加了沼渣资源化利用的难度。好氧堆肥一直被认为是一种处理有机固体废弃物经济有效的方法,不仅可以减少环境污染,而且还能循环利用资源,最终回归到土壤中。本文以厌氧发酵脱水后的沼渣为对象,研究其在与牛粪、餐厨垃圾混合好氧堆肥过程中理化性质、木质纤维素降解、腐殖质（humic substance,HS）形成及微生物群落演替与功能代谢等的变化,并探究堆肥微生物利用不同碳源形成腐殖质的过程,提高好氧堆肥效率和产品质量,以期为沼渣肥料的实际生产和应用提供理论参考。主要结果如下:（1）污泥沼渣、秸秆沼渣和醋糟分别与牛粪和餐厨垃圾混合进行好氧堆肥。秸秆沼渣堆肥（STR）具有较高的纤维素酶和多酚氧化酶活性,脱氢酶和脲酶活性较低,发芽指数（GI）可达到135.29%,堆肥已达到完全腐熟。此外,STR堆肥产品总养分（N+P2O5+K2O）含量最高,为5.40%,尤其是钾含量,K2O为2.69%,可为植物生长提供充足的营养物质。醋糟堆肥（VIR）时最高温度较低（50℃）且高温持续时间较短,存在潜在病原微生物的风险。污泥沼渣（SLR）在好氧堆肥结束时含水率依然较高,为47.45%;脱氢酶和脲酶活性高于STR和VIR处理,说明有机质降解不完全;其腐殖化指数低于STR和VIR处理,也证实了污泥沼渣经过30天的好氧堆肥后腐殖化程度不高。SLR产品中的铬含量为144.65 mg·kg-1,接近有机肥料的标准限值(150 mg·kg-1),若长期施用此堆肥,将会造成土壤污染。因此,在这三种沼渣中,秸秆沼渣好氧堆肥的效果更好些。（2）以秸秆沼渣为好氧堆肥的主要原料,研究不同配比沼渣好氧堆肥过程中木质纤维素降解、腐殖化程度及微生物细胞活性的动态变化。研究结果表明,沼渣配比的增加,提高了堆肥温度,最高温度可达66℃,促进了有机质和木质纤维素的降解以及堆肥的腐殖化程度,增加了腐殖质类物质的荧光强度和微生物的细胞活性。当沼渣配比为60%时,有机质降解率、纤维素减少量、腐殖化指数（HR、HI、DHA和DP）及微生物细胞活性达到最大,分别为17.47%、22.83%、24.85%、22.97%、92.43%、15.03和95.3%,此时,其腐殖化程度最高。（3）在沼渣好氧堆肥达到高温期（≥50℃）时,接种1%白腐菌,研究有机质、氮素、木质纤维素降解、腐殖质组分及微生物群落和功能代谢多样性的变化。结果表明,接种白腐菌后,促进了有机质、纤维素和半纤维素的降解,增加了堆肥中总氮、NO3--N及腐殖质各组分的含量,其中有机质降解率达到24.75%。相比对照（CK）,接种处理（IN）的富里酸（fulvic acid,FA）增加了3倍。在堆肥初始时,厚壁菌门（Firmicutes）、放线菌门（Actinobacteria）、变形杆菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）是优势菌种群,随着温度的升高,Firmicutes逐渐成为优势菌群。接种白腐菌后,降低了微生物群落的α多样性,主要是抑制了绿弯菌门（Chloroflexi）微生物的生长,但增加了嗜热微生物的数量及与氨基酸代谢（微生物主要代谢途径）相关的微生物序列的相对丰度,从而提高了堆肥中微生物活性,加速堆肥进程。通过Network分析发现,Actinomadura和Chelativorans同时与半纤维素和木质素有关,疣孢菌属（Verrucosispora）可促进FA的形成。在堆肥过程中多种微生物的协同作用加速有机质的降解,促进腐殖质的形成,提高了堆肥的腐熟程度。（4）以羧甲基纤维素钠（C）、木质素（L）和葡萄糖（G）为碳源,接种堆肥微生物进行液体培养试验,探究不同碳源形成腐殖质的组分与结构,以及腐殖质的形成过程。基于光谱学分析,堆肥微生物利用葡萄糖为碳源时,形成的腐殖质主要是含有取代基的CH、CNH、NH2和芳香环的胡敏酸;以羧甲基纤维素钠为碳源,主要形成含有CH和NH2的富里酸;以木质素为碳源,主要形成含有取代基的CH、CHN、NH2及芳香环的胡敏酸,而在无外加碳源时也会形成腐殖质类物质,主要是含有P-O和CNH的富里酸。根据物质的结构和组分的变化分析,在腐殖质形成过程中,可能发生了氧化、脱氢、取代基的替换及缩聚等反应,最终形成结构复杂的腐殖质。（5）以实验中得到的堆肥作为肥料,研究堆肥对镉污染土壤及小白菜生长的影响。结果表明,施用堆肥降低了可交换态和碳酸盐结合态镉的含量,增加了残渣态镉含量,降低了镉的生物有效性。同时施用堆肥还显着增加了土壤中有机质、速效磷和速效钾的含量,为小白菜生长提供丰富的营养物质。小白菜对镉的吸收主要集中在根部,浓度可达到189.01 mg·kg-1DW,施入堆肥后显着降低小白菜根部和地上部镉的浓度。在镉的胁迫下,施用堆肥并不能促进小白菜叶绿素的合成,但提高了抗氧化酶的活性,其中超氧化物歧化酶（SOD）增加了4.16倍,从而减少活性氧（ROS）的产生和丙二醛（MDA）的累积,减轻小白菜的膜脂过氧化损伤,最终降低镉对植株的毒害。
毛秋燕,赵栩宁,苏宇傲,张慧旻,刘和,符波,张衍[4]（2020）在《不同预处理方式对剩余污泥中活菌菌群及ARGs的影响》文中认为剩余污泥作为抗生素抗性基因（ARGs）的储库,对其进行预处理有助于后续厌氧消化（AD）,同时控制ARGs进入AD后的传播风险.本文采用叠氮碘化丙锭（PMA）处理手段,来研究不同预处理方式对活菌菌群及携带ARGs的影响.研究结果显示,热碱、热水解和微波预处理对污泥ARGs去除效果较优,分别为3.32log、3.13log和2.95log;超声波预处理对活菌ARGs仅去除0.58log.在热水解预处理时间延长过程中,菌群大量死亡出现在1～2h间,4h后去除率达2.42log.变形菌门是污泥中最主要的优势菌门,厚壁菌门、绿弯菌门在微波、热水解预处理后实现较大提升.相关性结果显示,sulI与tetC高度相似,且同时与多个科属的微生物成显着正相关,推测其宿主范围较广,且sulI与tetC在预处理中较好的去除率说明其宿主菌对预处理耐受性差;erm B、tetA与占比较高的菌群没有正相关.多数ARGs携带菌对热水解、热碱和微波不耐受,污泥预处理能够降低ARGs丰度,适当延长低温热水解预处理时间,才能有效削减污泥中的ARGs.
陈腾[5]（2020）在《猪场沼液加温消毒关键因素优化与能耗分析》文中进行了进一步梳理回用和安全排放是猪场沼液处理利用的主要途径之一,然而常温或中温厌氧发酵产生的猪场沼液存在病原微生物的风险。本研究借鉴欧盟厌氧发酵后巴氏消毒技术,采用加温消毒技术对猪场沼液和粪便进行消毒试验研究,以大肠菌群、粪大肠菌群的数量变化为指标,对加温过程中加热温度（50～80℃）、加热时间（升温至设定温度后持续15～60 min）和总固体含量（2%～6%）三个关键因素对病原微生物杀灭效果的影响进行了优化研究,在保证消毒效果的前提下,选择出最优的加温消毒条件,并进行了“厌氧发酵+加温消毒”、“加温消毒+厌氧发酵”两种工艺的能耗分析,以期为规模化猪场沼液深度处理技术开发及消毒处理后安全回用或排放提供参考。主要结论如下:（1）猪场沼液中病原微生物加温消毒的最优参数为60℃维持15 min,沼液中大肠菌群数由1.02×105±3.99×104 CFU/mL降至1 CFU/mL以下,粪大肠菌群数由9.90×104±6.11×104 MPN/mL降至0.03 MPN/mL以下,满足《再生水水质标准》（SL368-2006）再生水回用于农业病原微生物杀灭要求。与欧盟70℃维持60 min的加温消毒标准相比,在保证消毒效果的前提下,降低了能耗。加热温度和加热时间对沼液加温消毒效果均有极显着影响（P<0.01）;沼液TS含量对沼液加温消毒效果无显着影响（P>0.05）,但沼液TS含量对沼液升温速度有极显着影响（P<0.01）。本研究中300 mL TS含量为2%、4%、6%的沼液从厌氧发酵温度35℃加热至60℃的时间分别为17.7、22.3和28.0 min。（2）猪粪水中病原微生物加温消毒的最优参数为70℃维持60 min,猪粪水中大肠菌群数由1.35×106±4.27×105 CFU/mL降至1 CFU/mL以下,粪大肠菌群数由1.06×106±1.78×105 MPN/mL降至0.03 MPN/mL以下,满足《再生水水质标准》（SL368-2006）再生水回用于农业病原微生物杀灭要求。猪粪水加温消毒中,加热温度和加热时间对猪粪水加温消毒效果均有极显着影响（P<0.01）;TS含量对猪粪水中大肠菌群数量有极显着影响（P<0.01）,对猪粪水中粪大肠菌群数量无显着影响（P>0.05）,TS含量对猪粪水升温速度有极显着影响（P<0.01）。本研究中300 mL TS含量为2%、4%、6%的猪粪水从环境温度20℃加热至70℃的时间分别为38.7、44.0和47.7 min。（3）“厌氧发酵+加温消毒工艺”（工艺A）的净能量高于“加温消毒+厌氧发酵工艺”（工艺B）。以相同质量（1吨）的猪粪水进行分析,工艺A中,厌氧发酵能耗为19.95 kW·h,加温能耗为29.69 kW·h,沼气产能为118.56 kW·h,工艺净能量为68.92 kW·h;工艺B中,加温能耗为60.40kW·h,厌氧发酵能耗为2.15 kW·h,沼气产能为123.42 kW·h;工艺净能量为60.87 kW·h。根据能耗分析计算结果可得,虽然工艺A耗能和产能均低于工艺B,但综合分析工艺A净能量更高,建议选择“厌氧发酵+加温消毒工艺”。
毛秋燕[6]（2020）在《污泥厌氧消化过程中不同类型DNA携带ARGs的丰度特征研究》文中提出伴随人类活动,抗生素大量进入环境,促进了环境中抗生素抗性基因（antibiotic resistance genes,ARGs）的发展。污水处理厂是ARGs重要的“汇”与“源”,剩余污泥中常检测到高达1012 copies/g的ARGs,若直接排放势必对环境造成巨大的生态压力。因此,必须加强剩余污泥处理处置过程中对ARGs的控制。厌氧消化（anaerobic digestion,AD）是国际上应用广泛的一项减量化、资源化的污泥处理技术,研究污泥AD过程中ARGs的变化规律,对加强AD对污泥中ARG的控制具有重要意义。但目前对污泥AD过程中,包括污泥预处理和污泥AD系统,ARGs的去除还不清晰,对污泥AD过程中死菌、活菌、质粒、游离DNA等不同DNA类型所携带ARGs未区分。不同DNA类型传播ARGs的机制与风险存在明显差异,仅提取总DNA进行ARGs研究方式不利于准确分析AD对污泥中ARGs的控制效果。因此,本研究针对污泥预处理和AD整个工艺过程,开展不同类型DNA携带ARGs的丰度特征研究,并着重比较不同温度AD系统中不同类型DNA携带ARGs的丰度差异,并将之与微生物群落的变化进行联系,旨在为加强AD对污泥ARGs的控制提供理论支撑。首先,研究了热水解、热碱、超声波、微波等不同污泥预处理方式对ARGs的去除效果。结果表明,热水解和热碱预处理对污泥ARGs的去除效果显着优于超声波和微波预处理,对ARGs表现出较高的去除特性,但在热碱预处理污泥中残留死菌携带的ARGs丰度高于热水解预处理。各预处理后污泥游离DNA携带ARGs的丰度均较低。Proteobacteria是污泥中最主要的优势菌门,随着热水解预处理时间持续延长,活菌菌群中Firmicutes相对丰度大幅提升。sul I与tet C具有较高的相关性,且与Anaerolineaceae、Rhodocyclaceae等多个科属的微生物成显着正相关,推测该两者ARGs主要宿主相近,且宿主范围较广。总体来说,热水解预处理实现了最优的污泥ARGs去除效果,但热水解时间不足时易在污泥中残留较高丰度的死菌ARGs。因此,适当延长热水解预处理时间,才能有效的削减污泥中的ARGs。随后,针对不同温度污泥AD系统中各类型DNA携带ARGs的赋存情况开展研究。结果表明,从胞内DNA携带ARGs情况看,常温AD系统中tet C、tet O、tet W、sul I等ARGs丰度呈不同程度的上升趋势,tet A和sul II有小幅下降;中温AD中tet C、tet O、sul I丰度逐渐小幅上升,tet A、tet W、sul II有所下降;高温AD中各ARGs均显着下降。高温AD较常温AD和中温AD表现出更加出色的胞内ARGs去除特性。从质粒携带ARGs情况看,tet C、tet W、sul I、sul II丰度较高,tet A和tet C丰度相对较低。在常温AD和中温AD中,各ARGs的丰度均高于高温AD,且tet A、tet O、tet W、sul I等呈逐渐上升趋势;高温AD具有更低的质粒ARGs丰度。从游离DNA情况看,三个温度AD系统中游离ARGs均相对较低,差异不显着,表明AD可以较为有效地保持较低的游离ARGs风险。相关性分析表明,胞内tet A、tet W、sul I和int I1呈显着相关性,存在整合子携带的多重抗性的可能;质粒tet A、tet W和int I1呈显着相关性,具有共同存在于质粒整合子的可能性。总体上,高温AD较常温和中温AD具有更佳的ARGs削减效果。最后,对不同温度污泥AD系统中的微生物群落及其与胞内和质粒ARGs的相关性进行研究。结果表明,不同温度污泥AD系统中,常温和中温AD系统中细菌和古菌群落均相对比较相似,但高温AD系统中细菌和古菌群落均与其他两个温度AD系统表现出显着差异。Bacteroidetes、Firmicutes是常温和中温AD系统细菌群落中占主要地位的门,而Thermotogae则是高温AD系统细菌群落中主要的门;Methanomicrobia是高温AD系统中占绝对优势地位的古菌门,但常温和中温AD系统中还具有较高丰度的Thermoplasmata和Thermococci等古菌;胞内ARGs与较多细菌和古菌菌群显示出显着的正相关,且与int I1存在多个共相关,说明污泥AD系统中的潜在ARGs宿主菌种类可能较为丰富,存在I型整合子介导的多重抗性;质粒ARGs与细菌、古菌菌群相关性较少,这可能是由于质粒容易通过微生物的接合和转化等水平基因转移机制发生种间转移,使得质粒ARGs的宿主可能存在动态变化,从而表现出较弱的相关性。研究表明,采用热水解预处理和高温厌氧消化处理,对污泥ARGs具有较好的去除效果。
于亚梅[7]（2020）在《基于生物炭电化学性质调控的污泥厌氧消化促进机制研究》文中研究指明近年来陆续有研究表明,将生物炭加入厌氧消化体系可明显提高甲烷的产率,但生物炭的电化学特征（氧化还原得失电子能力、导电能力）影响污泥厌氧消化过程的规律和机理仍有待探究。本文基于以上背景,通过调控生物炭的电化学性质,考察了具有不同电化学特征的生物炭对污泥厌氧消化产甲烷的影响规律,并结合微生物群落结构进行了机理探索,主要研究结果如下:（1）生物炭电化学性质的调控与规律分析:以玉米秸秆为生物质原料,分别以300℃、500℃、700℃为热解温度制备生物炭（分别标记为BC300、BC500、BC700）,发现BC300和BC700的电子交换容量（EEC,供电子能力（EDC）与得电子能力（EAC）之和,反应生物炭的氧化还原活性高低）较高,分别为1.007 mmol·g-1和0.968 mmol·g-1,BC500的EEC较低,为0.626 mmol·g-1。BC300表面大部分氧化还原活性基团处于还原态（EDC>EAC）,而BC700表面多为氧化态,BC500表面官能团分布较平均。3种生物炭的电导率（EC值）随热解温度升高而增加。选择共价键化学修饰法（采用对苯醌、对苯二酚分别处理）、物理吸附AQDS法、H2O2氧化法和HNO3氧化法分别对BC300的表面官能团进行修饰（分别记为BC300-对苯醌、BC300-对苯二酚、BC300-AQDS、BC300-H2O2、BC300-HNO3）,结果表明HNO3氧化法对BC300的EEC提升作用最强,BC300-HNO3的EEC较BC300提高了276.85%;物理吸附AQDS法、H2O2氧化法、共价键化学修饰法的促进作用依次减弱。在这5种修饰处理后的生物炭中,除BC300-AQDS的电导率较BC300有上升外,其余4种生物炭电导率均没有明显变化。（2）不同电化学性质的生物炭对污泥厌氧消化过程的影响:BC300、BC500、BC700对污泥厌氧消化的总甲烷产量均有不同程度的促进作用,以1g/gTS的投加量,BC300、BC500和BC700实验组的甲烷累积总产量比Control组分别提高42.4%、28.9%和11.2%。生物炭的电化学性质参数与对应产甲烷能力的相关性分析得出,生物炭的EDC值与污泥厌氧消化产甲烷正相关。添加生物炭后,无论其电化学性质如何,对污泥水解或产酸过程均无显着促进作用,生物炭对污泥厌氧消化产甲烷的强化作用主要与产乙酸-产甲烷阶段有关。分析微生物群落结构发现,反映生物炭导电能力的参数EC与其氧化还原活性参数（EDC、EAC、EEC）分别与污泥厌氧消化过程中微生物群落结构的关系相反。（3）基于污泥有机碳模型底物厌氧消化的生物炭影响机制探索:基于污泥构成的复杂性,选择糖类、蛋白质类和脂肪酸类模型底物（葡聚糖、牛血清蛋白BSA、丙酸）研究不同电化学性质的生物炭对污泥厌氧消化产甲烷的影响机制。研究发现BC300对3类模型底物厌氧消化产甲烷均具有最强的促进作用,BC500对3类模型底物厌氧消化产甲烷的促进作用均次于BC300,BC700未观察到对葡聚糖和BSA厌氧消化产甲烷明显的促进作用,仅对丙酸厌氧消化产甲烷存在一定促进作用。3类模型底物厌氧消化体系中生物炭的氧化还原活性参数EEC值与微生物丰度的相关性和导电能力参数EC值与微生物丰度的相关性截然相反,与污泥厌氧消化结果一致。对污泥厌氧消化过程中两条产甲烷代谢路径（乙酸营养型代谢途径和氢营养型二氧化碳还原代谢途径）的研究发现,BC300对两条产甲烷代谢途径均存在促进作用,而BC500和BC700仅对氢营养型产甲烷存在促进作用,对乙酸型产甲烷没有明显促进效果。
肖传晶[8]（2019）在《基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究》文中认为自进入21世纪以来,全球精细化工行业的成熟体系已基本建成,各国传统的化工企业大都完成了朝着“精细化”与“多元化”的精细化工方向转型的艰巨任务。精细化工行业的发展不仅为国家科学技术的进步奠定了坚实基础,其生产的精细化学品也与人类生活品质的提高密不可分。在精细化工行业为国家创造巨大经济效益的同时,其生产过程中产生的废弃物也为环境保护治理创造了难题。就设备洗涤废水而言,其中不仅包含了大量表面活性物质及磷酸盐,还夹带着设备加工后遗留的原料及废品。这导致该类废水具有成分复杂、有机物种类繁多、难降解、COD含量高等特点,部分废水中还带有强毒性的芳香类及多环芳烃类化合物。若不能有效降解该类废水,必将对生态环境及人类自身造成不可挽回的损失。因此,探寻安全、高效且节能的方法处理该类废水具有极为重要的现实意义。本次研究以青岛市某精细化学有限公司的设备清洗废水为实验对象,在前期查阅大量相关文献及实验室小试的基础上,经综合研究后决定采用自混式厌氧反应器（Self-Mixing Anaerobic Digester,SMAD）和导流式活性污泥反应器（Baffled Bioreactor,BBR）两种新型污水处理技术作为本次中试研究的主体工艺。研究了SMAD-BBR组合工艺在处理洗涤废水中的运行效能,并进一步探讨了洗涤废水水质及运行条件的改变对组合工艺的冲击影响。本次研究成果如下:（1）对SMAD调试运行期间的水质数据分析研究结果表明,由于调试初期进水p H较低,导致SMAD内呈酸化的趋势。在调整进水p H约为6.0后,SMAD内产甲烷菌活性恢复,COD去除率也逐渐提高,于启动后的第89d,SMAD出水COD基本保持稳定,平均去除率达到73.39%。此外,研究中发现SMAD对NH3-N及TP的去除率较低。（2）对BBR调试运行期间水质数据分析研究结果表明,启动后的第69d,BBR出水水质稳定达标。在稳定运行期间BBR平均出水COD、NH3-N及TP的浓度分别为279 mg/L、7.39 mg/L、4.31 mg/L。107～129d间曝气区平均MLSS维持在6830 mg/L,镜检时观察到污泥结构良好且颜色健康,同时发现大量原后生动物。（3）SMAD影响因素研究结果表明,当SMAD处于稳定运行的条件时,进水COD及NH3-N浓度升高并未对厌氧系统产生影响。但温度由35.0℃下降至27.3℃时,生物活性因细胞内酶合成速率的降低而受到严重影响,导致COD去除率由69.90%下降至36.35%。（4）BBR影响因素研究结果表明,当NH3-N平均浓度突跃至271.64 mg/L时,BBR对COD的去除率为93.96%;当DO浓度维持在在3～4 mg/L时,BBR对COD的去除效率最高为96.35%;当容积负荷Nv由0.4 kg/（m3·d）升高至0.75 kg/（m3·d）时,BBR对COD的去除效率仍大于94%。综合研究结果表明,SMAD-BBR组合工艺对高浓度洗涤废水具有明显的降解作用,在实际运行中,组合工艺对COD、NH3-N、TP指标的平均去除率分别为99.18%、90.85%和85.89%,出水满足《污水排入城镇下水道水质标准》（GB/T 31962-2015）表1中B级标准要求。
马姣[9]（2019）在《高含水率城市有机垃圾联合调质及热辅助强化生物干化研究》文中认为随着当今社会能源短缺与环境污染问题日益加剧,城市有机垃圾能源化利用逐渐成为当前研究热点,其中餐厨垃圾与脱水污泥为两种最为典型代表,然而该类有机垃圾高含水率特性成为其能量回收的瓶颈。生物干化技术以其经济、节能、环保等优势被广泛应用于该类垃圾干化预处理,然而干化过程微生物极易受环境因素影响,造成反应启动迟缓,运行温度不稳定,最终产物干化效率低等问题。针对上述问题,本论文首先通过餐厨垃圾与脱水污泥联合调质,均衡生物干化物料中微生物及有机组成。结果表明,两者联合作用可有效缩短反应启动时间,促进物料升温,提高系统运行稳定性。餐厨垃圾的引入有效提高过程水分去除率（84.28-92.71%）,而脱水污泥则提高了水分蒸发能量利用效率（62.96-68.13%）,两者2:2联合作用表现出最高的生物干化因子（4.86 g H20/g VS）。同时调控变量考察结果表明,较小的调理剂粒径（<3 mm）更利于堆体蓄热升温,通风量0.04 m3·h-1.kg-1可有效结合生物热和空气对流影响,而初始含水率60%则可维持物料高生物活性,最终提高水分去除率（89.97%）。通过餐厨与污泥联合调质及变量优化,可有效实现两者协同高效的生物干化处理。调理剂是生物干化过程必要的添加物,本论文使用不同调理剂（玉米芯、稻草和木屑）进行联合生物干化研究,揭示其对物理调控和生物调节机制。基于理化性质分析,玉米芯表现出更优的孔隙结构和水分解吸特性。在生物干化过程中,玉米芯有效促进物料升温和水分去除,提高生物干化因子（5.97 g H20/g VS）。同时,玉米芯还提高淀粉酶及脂肪酶活性,促进易降解糖类和脂质分解,其中脂质分解为干化过程提供主要热量（40.58-41.53%）。相对其它调理剂,玉米芯更有效地提高系统能量利用效率,降低水分蒸发耗能（3.47 kJ/g H2O）。在干化过程中,Bacillus和Ochrobactrum分别成为高温和低温阶段优势菌属,促进初期易降解有机物及后期木质纤维素分解。本研究从机理上揭示了微生物代谢规律,可为生物干化处理中调理剂选择提供一定的理论依据。生物干化后期,针对物料在低温阶段微生物活性及干化效率较低的问题,本论文提出热辅助强化方法,并与传统过程进行对比。结果表明,热辅助作用（37℃）可有效提升低温阶段物料温度,同时提高生物代谢活性（0.0232-0.0292 0.0151-0.0209 d-1）和强化空气对水分去除效率（12.97-15.68 vs.5.05-8.23 kg·kPa）。此外,热辅助有效改善酶活性,促进有机物分解,提高能量利用效率（61.69-63.64%55.24-59.43%）。对比发现,为达到热辅助相同干化效果,传统干化过程需消耗更多外界热量进行深度干化（2.38-2.56 vs.1.30-1.67 kJ/g H20）,且设备投资较高,延长回收周期。本研究证实热辅助作用可有效强化低温阶段生物产热,提升干化效果,减少外热消耗,具有良好的经济可行性。鉴于热辅助协同强化作用,本论文进一步提出高温热辅助（50℃）强化有机垃圾生物干化处理研究。结果表明,阶段式升温驯化方法可有效从脱水污泥中富集高活性的嗜高温接种物[OUR>5 mg 02/（g TS·h）],其细菌和真菌丰度均高于传统驯化物料。接种后,热辅助作用加速反应启动,物料温度8 h内超过辅助温度（58.1℃）,具有较高的生物活性[8.92-9.09 mg O2/（g TS·h）],避免传统生物干化初始过程有机酸积累。热辅助提高了水分去除速率（4.46-5.49 kg·kPa）和有机物降解潜能（0.136 d-1）,同样实现了物理和生物的协同强化。此外,在通风量0.8 L·min-1·kg-1下,热辅助生物干化运行4天,物料含水率即可降至30%以下,且过程仍以生物热为主（86.63%）,具有较高的热能和风能利用效率,产物热值增长131.14%,相当于传统生物干化运行20天干燥效果。在有机物降解方面,高温热辅助作用显着提升淀粉酶、脂肪酶和纤维素酶活性,强化糖类、脂质和纤维素分析。相反地,蛋白酶活性变化较小,热辅助抑制蛋白质降解,最终热辅助过程NH3释放量相对低于传统生物干化（216.5 280.8 mg）。在微生物组成中,细菌丰度远高于真菌,占据主导地位,其中Bacillus为优势菌属（>50%）。在干化初期,代替传统生物干化中耐酸性的Weissella,热辅助生物干化中Ureibacillus菌属快速繁殖,分解易降解底物和大分子有机物,促进堆体快速升温。在干化后期,Pseudoxanthomonas和Saccharomonospora菌属丰度逐渐提高,可促进木质纤维素类有机物分解。网络分析结果表明比例相对较低菌属,如Lactobacillus和Streptomyces,在生物干化细菌菌群间具有较高相关性,与各菌属联系密切。同样,为达到同等干化效果,热辅助生物干化、传统生物干化（+产物热干化）和热干化过程消耗外界热量分别为0.58、1.28和3.86 MJ/kg H20,热辅助过程能量消耗较低且产出比例较高。此外,本论文对生物干化产物的燃烧特性进行了分析,结果表明木质纤维类调理剂可有效提升有机垃圾燃烧特性。干化产物中大部分有机物在500-600 K分解（>50%）。通过Malek法和补偿效应法,确认本研究热分解机理方程为G（α）=-In（1-α）。热动力学参数表明生物降解促进木质纤维素热分解,同时提高初始燃烧活化能和反应复杂度,改善干化产物的稳定性,利于其短期储存。与褐煤相比,生物干化产物燃点和起始活化能较低,具有较高的燃烧指数和热值（11.97-12.66 MJ/kg）,可进行有效的燃烧利用。综上所述,本论文研究结果表明,联合调质和热辅助方式可有效提高生物干化系统运行稳定性,强化过程微生物代谢,加速水分蒸发去除,有效实现高含水率有机垃圾经济、高效的减量化和稳定化处理,提高其能量回收潜能,为城市有机垃圾处理提供一种切实可行的处理途径。
黄雪[10]（2019）在《高温高盐石油采出水中石油烃的生物降解及嗜油功能微生物特性研究》文中指出微生物在全球石油烃类污染物的降解过程中起着非常重要的作用。对于油田富含石油烃的石油采出水（OPW）,生物技术被认为是一种绿色环保,且具有广阔应用前景的治理技术。OPW往往具有高温、高盐及难降解等特点。然而,在现有相关生物技术研究中,无论是生化工艺、菌群或单一菌株,反应条件均以室温为主,而在实际OPW高温条件下（≥45℃）的生物技术研究鲜有报告,这直接限制了培养高温耐盐嗜油微生物降解OPW的生化技术在油田领域的推广和应用。因此,研究高温条件下生化工艺运行情况、菌群分布特征及高效嗜油菌株性能和机理是非常重要且必要的。首先,本研究以华北油田和辽河油田两个采用培养高温耐盐嗜油微生物直接处理OPW的污水处理厂为研究对象,系统分析了它们的水质特征、各工艺单元污染物降解性能及菌群分布特征。相比于华北油田污水处理厂采用的O1/O2活性污泥法,辽河油田采用的An/O1/O2生物膜法对OPW中的污染物去除性能更优。结合两厂各工艺段常规指标变化、气相色谱-质谱（GC-MS）分析、高通量测序及菌群多样性分析等手段,本研究从各工艺段的作用、各功能区菌群分布特征及石油烃降解机理等角度揭示了不同污水处理厂石油降解性能差异产生的机理,并通过基于距离的冗余分析（db-RDA）初步研究了不同工艺段的温度、DO、Cl-及石油烃组分与微生物菌群分布之间的相关性。其次,为了准确探究单一环境因子对菌群的影响,本研究开展了不同运行工况及碳源下,菌群的演变试验研究。通过菌群分布、占比前五属水平微生物变化追踪、db-RDA分析、Spearman相关性热图、系统发生进化树及16S功能预测等分析,研究了环境因子影响菌群分布及功能的机制。试验结果表明,不同培养条件及碳源对各组微生物菌群的数量（OD600、MLSS）、性状指标（SV30、SVI、CSH、EPS）、性能指标（酶活性及酶分布、TPH或COD去除、石油烃降解）、菌群分布及同源蛋白簇（COG）代谢功能均会造成不同程度的影响;各环境因子对菌群的分布影响程度为:Cl->温度≈芳香烃>DO>BFC>烷烃>H2O2,其中,Cl-和菌属之间表现出较为平均的正负相关性,温度与大多数菌属为负相关,而碳源（烷烃或芳香烃）、DO、H2O2及BFC和大多数菌属为正相关。再次,从两个高温高盐油田环境中筛选出三株可在45℃下利用OPW中石油烃作为碳源的革兰氏阳性菌株:微小杆菌HPB-1、栗褐芽孢杆菌HPB-2和类芽孢杆菌HPB-3,并分析对比了它们的生理生化指标、耐温耐盐性、细胞表面亲疏水性、石油烃吸附及降解性能。研究表明,具有不同菌落及单一细胞形态的三株菌株对两个油田OPW中的石油烃均具有较好的降解效果。相比较而言,本土菌株可更好地吸附和降解对应OPW中的石油烃。各菌株细胞生长速度、表面活性剂产量及乳化性、酶活性与石油烃的去除率之间明显正相关,且为:HPB-2>HPB-3 HPB-1。和表面活性剂及胞内酶在降解过程中的作用相比,微生物本身在TPH降解过程中起主导作用。混合菌株（HPB-2和HPB-3）具有协同效应,TPH去除率较各单一菌株提高了6.5%-43.8%。最后,通过全基因扫描图测序分析了三株菌株的全编码基因组成,并将各菌株所有编码基因分别在NR、Swiss-Prot及KEGG数据库中进行检索比对,从基因的角度解释了:（1）三株菌株均对富含烷烃类物质的华北油田OPW具有较好的降解效果;（2）处理富含芳香烃的辽河油田实际OPW时降解效果HPB-2>HPB-3 HPB-1及（3）它们均可适应高温高盐OPW环境。在三株菌株全基因测序及石油烃代谢相关编码基因检索的基础上,结合它们对石油采出水中石油烃降解的GC-MS分析结果及它们关键酶活性和分布分析结果,建立了一种可能的高温高盐石油采出水中,嗜油菌石油烃降解-关键酶-编码基因模型,阐明了编码基因控制关键酶产生,并将其进行胞内、周质转移或释放至胞外位置,作用于石油烃及其代谢中间产物的机制。
二、高温厌氧污泥的耐热性研究（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、高温厌氧污泥的耐热性研究（论文提纲范文）
（1）污泥及污泥基生物炭对铀的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体中放射性核素U(Ⅵ)的污染和去除 |
| 1.1.1 水体中放射性核素的污染 |
| 1.1.2 放射性核素U(Ⅵ)的去除 |
| 1.2 生物炭的概述 |
| 1.2.1 生物炭的特性 |
| 1.2.2 生物炭作为吸附剂 |
| 1.2.3 生物炭吸附重金属的机理 |
| 1.2.4 生物炭吸附U(Ⅵ)的研究进展 |
| 1.3 污泥的现状 |
| 1.4 研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料及方法步骤 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器和设备 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.4 实验操作 |
| 2.4.1 污泥基生物炭吸附剂的制备 |
| 2.4.2 批吸附实验 |
| 2.4.3 吸附循环实验 |
| 2.4.4 重金属含量和重金属浸出风险评估 |
| 2.5 数据分析 |
| 2.5.1 动力学数据分析 |
| 2.5.2 吸附等温线模型 |
| 2.5.3 吸附热力学数据分析 |
| 2.5.4 重金属污染指数 |
| 第3章 水热厌氧污泥对U(Ⅵ)的吸附研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 HT-AD污泥的性质 |
| 3.2.2 吸附动力学 |
| 3.2.3 溶液pH值对吸附的影响 |
| 3.2.4 离子强度对U(Ⅵ)吸附的影响 |
| 3.2.5 吸附剂固液比对HT-AD污泥吸附U(Ⅵ)的影响 |
| 3.2.6 等温吸附和吸附热力学实验 |
| 3.2.7 HT-AD污泥的循环吸附效果 |
| 3.2.8 污泥中及其浸出液中重金属含量 |
| 3.2.9 吸附机理讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 剩余污泥及其生物炭对U(Ⅵ)的吸附研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 污泥及污泥基生物炭的制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 剩余污泥和及其生物炭的特征 |
| 4.3.2 S1、S-HC190和S-BC250的吸附动力学 |
| 4.3.3 pH和离子强度对剩余污泥吸附U(Ⅵ)的影响 |
| 4.3.4 剩余污泥及其生物炭对U(Ⅵ)的吸附等温线 |
| 4.3.5 吸附机理讨论 |
| 4.3.6 U(Ⅵ)在S1和S-HC190上的脱附和重复利用性 |
| 4.3.7 重金属浸出 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 堆肥污泥以及其生物炭对U(Ⅵ)的吸附 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 堆肥污泥生物炭的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 堆肥污泥和堆肥污泥基生物炭的特征 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.3.3 pH对堆肥污泥吸附U(Ⅵ)的影响 |
| 5.3.4 离子强度对堆肥污泥吸附U(Ⅵ)的影响 |
| 5.3.5 堆肥污泥和堆肥污泥生物炭对U(Ⅵ)的吸附等温线 |
| 5.3.6 吸附机理讨论 |
| 5.3.7 堆肥和堆肥污泥基生物炭中的重金属浸出 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 研究总结与展望 |
| 6.1 研究总结 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间获得的成果 |
| 发表论文 |
| 获得奖项 |
| 致谢 |
（2）污泥资源化过程中新兴污染物的赋存与控制研究进展（论文提纲范文）
| 0 引 言 |
| 1 污泥中新兴污染物的存在水平现状 |
| 1.1 雌激素 |
| 1.2 微塑料(microplastics, MPs) |
| 1.3 生物性污染物 |
| 2 污泥资源化过程中新兴污染物的控制措施 |
| 2.1 污泥厌氧消化 |
| 2.1.1 厌氧消化过程中雌激素的降解概况 |
| 2.1.2 厌氧消化过程中MPs的降解概况 |
| 2.1.3 厌氧消化过程中生物性污染物的降解概况 |
| 2.2 污泥好氧堆肥 |
| 2.2.1 好氧堆肥过程中雌激素的降解概况 |
| 2.2.2 好氧堆肥过程中MPs的降解概况 |
| 2.2.3 好氧堆肥过程中生物性污染物的降解概况 |
| 3 结论及展望 |
（3）沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 沼渣的产生与特性 |
| 1.1.2 沼渣处置现状与资源化利用 |
| 1.2 国内外固体废弃物堆肥研究现状 |
| 1.2.1 影响堆肥腐熟的因素 |
| 1.2.2 木质纤维素的降解 |
| 1.2.3 腐殖质的形成 |
| 1.2.4 沼渣的好氧堆肥 |
| 1.3 堆肥的应用 |
| 1.3.1 作为有机肥 |
| 1.3.2 作为土壤改良剂 |
| 1.4 本论文主要研究内容 |
| 1.4.1 理论依据和研究意义 |
| 1.4.2 本论文主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 不同原料沼渣好氧堆肥效果研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设计及样品的采集 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 堆肥过程中理化性质变化 |
| 2.3.2 堆肥前后养分及重金属含量的变化 |
| 2.3.3 酶活性的变化 |
| 2.3.4 腐殖化程度变化 |
| 2.3.5 三维荧光光谱分析 |
| 2.3.6 不同原料沼渣堆肥品质的评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 沼渣配比对好氧堆肥过程的调控研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计及样品采集 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 数据处理与统计 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 理化性质变化 |
| 3.3.2 纤维素、半纤维素及木质素相对含量变化 |
| 3.3.3 腐殖化程度变化 |
| 3.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 3.3.5 细胞活性分析 |
| 3.3.6 堆肥过程中沼渣含量与各参数的相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 堆肥中的微生物群落对接种白腐菌的响应研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计与样品采集 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 数据处理与统计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 有机质与总氮的变化 |
| 4.3.2 NH_4~+-N与 NO_3~--N的变化 |
| 4.3.3 木质纤维素含量的变化 |
| 4.3.4 腐殖质各组分含量的变化 |
| 4.3.5 堆肥过程中微生物群落多样性的变化 |
| 4.3.6 微生物群落与木质纤维素降解和腐殖质形成的相关性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 堆肥微生物利用不同碳源形成腐殖质过程研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设计与样品采集 |
| 5.2.3 测定项目与方法 |
| 5.2.4 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Zeta电位变化 |
| 5.3.2 E4/E6和△lgK |
| 5.3.3 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 5.3.4 元素分析 |
| 5.3.5 三维荧光光谱分析 |
| 5.3.6 堆肥微生物利用葡萄糖、羧甲基纤维素钠和木质素形成腐殖质的过程 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 堆肥对镉污染土壤及小白菜生长的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设计与样品 |
| 6.2.3 实验方法 |
| 6.2.4 数据处理与统计 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 土壤中镉形态的变化 |
| 6.3.2 土壤理化性质的变化 |
| 6.3.3 小白菜对镉吸收量的变化 |
| 6.3.4 小白菜叶绿素含量和生物量的变化 |
| 6.3.5 小白菜活性氧的变化 |
| 6.3.6 小白菜抗氧化酶活性的变化 |
| 6.3.7 小白菜丙二醛含量的变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 论文创新点 |
| 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 |
| 附录Ⅱ:简写缩略表 |
（4）不同预处理方式对剩余污泥中活菌菌群及ARGs的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验设置及样品采集 |
| 1.3 化学分析 |
| 1.4 PMA处理 |
| 1.5 DNA提取 |
| 1.6 定量PCR |
| 1.7 高通量测序及数据分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同预处理方式对污泥ARGs的去除效果 |
| 2.2 热水解时间对污泥ARGs去除效果的影响 |
| 2.3 群落分析 |
| 2.4 相关性分析 |
| 3 结论 |
（5）猪场沼液加温消毒关键因素优化与能耗分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 沼液特征及回用病原微生物风险 |
| 1.2.2 国内外粪污消毒灭菌研究现状 |
| 1.2.3 加温消毒在畜禽粪污中的应用及存在问题 |
| 1.2.4 部分污水处理标准中病原微生物指标要求 |
| 1.3 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 猪场沼液加温消毒效果研究 |
| 2.1 试验材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验装置 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 测定指标及其方法 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 加热温度对沼液中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 2.2.2 加热时间对沼液中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 2.2.3 总固体含量对沼液中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 猪粪水加温消毒效果研究 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验装置 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.4 测定指标及其方法 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 加热温度对猪粪水中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 3.2.2 加热时间对猪粪水中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 3.2.3 总固体含量对猪粪水中病原微生物杀灭效果的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 厌氧发酵前后加温消毒的工艺能耗对比分析 |
| 4.1 本研究的设定工艺及参数 |
| 4.2 能耗计算方法 |
| 4.2.1 厌氧发酵升温能耗计算 |
| 4.2.2 厌氧发酵恒温能耗计算 |
| 4.2.3 加温处理升温能耗计算 |
| 4.2.4 加温处理恒温能耗计算 |
| 4.2.5 厌氧发酵产能计算 |
| 4.3 计算过程的参数及数据 |
| 4.4 能耗计算结果与分析 |
| 4.4.1 厌氧发酵能耗 |
| 4.4.2 加温处理能耗 |
| 4.4.3 厌氧发酵产能 |
| 4.4.4 工艺净能量 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 存在问题 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）污泥厌氧消化过程中不同类型DNA携带ARGs的丰度特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中ARGs的污染现状 |
| 1.1.1 自然环境中ARGs的污染现状 |
| 1.1.2 人工环境中ARGs的污染现状 |
| 1.1.3 ARGs的起源与传播 |
| 1.2 不同类型DNA中 ARGs赋存特征的研究进展 |
| 1.2.1 基于总DNA的 ARGs赋存特征研究 |
| 1.2.2 质粒中ARGs的研究进展 |
| 1.2.3 胞外游离ARGs的研究进展 |
| 1.2.4 噬菌体携带ARGs的研究进展 |
| 1.3 污泥厌氧消化过程中ARGs丰度特征的研究进展 |
| 1.3.1 剩余污泥中ARGs研究现状 |
| 1.3.2 污泥预处理过程中ARGs的去除特性 |
| 1.3.3 污泥厌氧消化系统中ARGs的丰度特征 |
| 1.4 ARGs相关研究的技术手段 |
| 1.4.1 不同类型DNA的提取方法 |
| 1.4.2 定量PCR |
| 1.4.3 宏基因组测序 |
| 1.4.4 多元统计分析 |
| 1.5 本论文的主要研究内容 |
| 1.5.1 课题意义和立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 预处理方式对剩余污泥中活菌及游离ARGs的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设置及样品采集 |
| 2.2.3 化学分析 |
| 2.2.4 PMA处理 |
| 2.2.5 DNA提取 |
| 2.2.6 定量PCR |
| 2.2.7 高通量测序及数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同预处理方式对污泥ARGs的去除效果 |
| 2.3.2 热水解时间对污泥ARGs去除效果的影响 |
| 2.3.3 群落分析 |
| 2.3.4 活菌菌群与ARGs相关性分析 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 不同温度污泥厌氧消化系统中不同类型DNA携带ARGs的丰度变化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设置及样品采集 |
| 3.2.3 化学分析 |
| 3.2.4 DNA提取 |
| 3.2.5 定量PCR |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同温度污泥AD反应器的运行特性 |
| 3.3.2 污泥AD反应器中胞内DNA携带ARGs丰度变化 |
| 3.3.3 污泥AD反应器中质粒DNA携带ARGs丰度变化 |
| 3.3.4 污泥AD反应器中游离DNA携带ARGs丰度变化 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 不同温度污泥厌氧消化系统中不同DNA携带ARGs与菌群相关性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验设置及样品采集 |
| 4.2.2 DNA样品 |
| 4.2.3 高通量测序及相关性分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同温度下污泥AD反应器细菌群落变化 |
| 4.3.2 不同温度下污泥AD反应器古菌群落变化 |
| 4.3.3 不同温度下污泥AD反应器群落与胞内ARGs相关性分析 |
| 4.3.4 不同温度下污泥AD反应器群落与质粒ARGs相关性分析 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（7）基于生物炭电化学性质调控的污泥厌氧消化促进机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国污泥处理处置现状 |
| 1.2 污泥厌氧消化技术 |
| 1.2.1 厌氧消化的原理 |
| 1.2.2 影响厌氧消化产甲烷的重要因素 |
| 1.3 厌氧消化过程中微生物种间电子传递机制 |
| 1.3.1 以H2 为载体的种间电子传递机制 |
| 1.3.2 以甲酸为载体的种间电子传递机制 |
| 1.3.3 以醌/氢醌等电子穿梭体为媒介的种间电子传递机制 |
| 1.3.4 直接电子传递机制(DIET) |
| 1.4 生物炭强化污泥厌氧消化的研究现状及发展动态 |
| 1.4.1 生物炭的来源和制备工艺 |
| 1.4.2 生物炭的物理化学性质 |
| 1.4.3 生物炭强化厌氧消化的研究现状及发展动态 |
| 1.5 课题研究目的与意义与主要内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 热解温度对生物炭电化学性质影响的研究 |
| 2.2.2 表面修饰对生物炭电化学性质影响的研究 |
| 2.2.3 不同电化学性质生物炭对污泥厌氧消化过程影响的研究 |
| 2.2.4 不同电化学性质生物炭对污泥厌氧消化水解阶段影响的研究 |
| 2.2.5 不同电化学性质生物炭对污泥厌氧消化产乙酸-产甲烷阶段影响的研究 |
| 2.2.6 不同电化学性质生物炭对模型底物厌氧消化产甲烷影响的研究 |
| 2.2.7 不同电化学性质生物炭对污泥厌氧消化产甲烷路径影响的研究 |
| 2.3 实验仪器与设备 |
| 2.4 实验指标及测定方法 |
| 2.4.1 生物炭 |
| 2.4.2 厌氧消化过程 |
| 第三章 生物炭电化学性质的调控与规律分析 |
| 3.1 热解温度对生物炭理化性质及电化学性质的影响 |
| 3.1.1 对生物炭理化性质的影响 |
| 3.1.2 对生物炭电化学性质的影响 |
| 3.2 表面修饰对生物炭理化性质及电化学性质的影响 |
| 3.2.1 对生物炭理化性质的影响 |
| 3.2.2 对生物炭电性质的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 不同电化学性质的生物炭对污泥厌氧消化过程的影响 |
| 4.1 对污泥厌氧消化产甲烷效能的影响 |
| 4.2 对体系环境指标的影响 |
| 4.3 对污泥厌氧水解产酸阶段的影响 |
| 4.4 对污泥厌氧产乙酸-产甲烷过程的影响 |
| 4.5 对污泥厌氧消化微生物群落结构影响 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 基于污泥有机碳模型底物厌氧消化的不同电化学性质生物炭影响机制探索 |
| 5.1 不同电化学性质的生物炭对葡聚糖厌氧消化产甲烷的影响 |
| 5.2 不同电化学性质的生物炭对BSA厌氧消化产甲烷的影响 |
| 5.3 不同电化学性质生物炭对丙酸厌氧消化产甲烷的影响 |
| 5.4 不同电化学性质的生物炭对厌氧消化产甲烷代谢路径的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（8）基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 精细化工行业的发展概况 |
| 1.2 洗涤废水种类、特性及危害 |
| 1.3 处理技术及各种常见组合工艺 |
| 1.3.1 物化法 |
| 1.3.2 生化法 |
| 1.3.3 组合工艺 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 研究内容与方法 |
| 2.1 课题来源 |
| 2.2 洗涤废水水质 |
| 2.3 组合工艺系统 |
| 2.3.1 工艺流程 |
| 2.3.2 物理化学反应器 |
| 2.3.3 SMAD |
| 2.3.4 BBR |
| 2.4 构筑物设计参数 |
| 2.5 分析方法 |
| 第3章 SMAD反应器运行调试研究 |
| 3.1 SMAD反应器启动 |
| 3.1.1 调试准备 |
| 3.1.2 调试启动方案 |
| 3.1.3 污泥接种与驯化 |
| 3.2 SMAD反应器运行效能 |
| 3.2.1 COD去除效果 |
| 3.2.2 氨氮去除效果 |
| 3.2.3 总磷去除效果 |
| 3.2.4 pH变化情况 |
| 3.2.5 ALK及 VFA变化情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 BBR反应器运行调试研究 |
| 4.1 BBR反应器启动 |
| 4.1.1 调试准备 |
| 4.1.2 调试启动方案 |
| 4.1.3 污泥接种与驯化 |
| 4.2 BBR反应器初期调试稳定运行效果 |
| 4.2.1 COD去除效果 |
| 4.2.2 氨氮去除效果 |
| 4.2.3 总磷去除效果 |
| 4.2.4 污泥相生物观察 |
| 4.2.5 MLSS、SV30及SVI变化情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 SMAD-BBR组合工艺系统影响因素研究 |
| 5.1 SMAD调试影响因素研究 |
| 5.1.1 氨氮与pH |
| 5.1.2 温度 |
| 5.1.3 冲击负荷 |
| 5.2 BBR调试影响因素研究 |
| 5.2.1 氨氮 |
| 5.2.2 溶解氧 |
| 5.2.3 冲击负荷 |
| 5.3 组合工艺运行效果 |
| 5.4 工程经济效益分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及科研工作 |
| 致谢 |
（9）高含水率城市有机垃圾联合调质及热辅助强化生物干化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市有机垃圾及其处理现状 |
| 1.2.1 餐厨垃圾 |
| 1.2.2 脱水污泥 |
| 1.2.3 两者处理现状 |
| 1.3 城市有机垃圾资源化技术 |
| 1.3.1 生物处理技术 |
| 1.3.2 热化学利用技术 |
| 1.3.3 干化预处理技术 |
| 1.4 生物干化技术及其研究应用 |
| 1.4.1 生物干化技术原理 |
| 1.4.2 生物干化技术优势及应用前景 |
| 1.4.3 生物干化技术研究及应用现状 |
| 1.4.4 生物干化处理影响因素及存在问题 |
| 1.5 本论文的研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 餐厨垃圾与脱水污泥联合调质强化生物干化研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验装置及实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 餐厨垃圾与脱水污泥联合生物干化实验 |
| 2.3.2 联合生物干化过程各变量因素考察 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 调理剂对联合生物干化过程的调节机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置及实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 原料理化特性 |
| 3.3.2 不同调理剂生物干化实验 |
| 3.3.3 有机物降解及生物热能利用 |
| 3.3.4 细菌菌群演替及有机物降解相关性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物干化低温阶段热辅助强化干化研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验装置和实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 热辅助协同强化生物干化作用 |
| 4.3.2 胞外酶活性及有机物降解 |
| 4.3.3 能量消耗及经济可行性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 高温热辅助强化生物干化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验装置 |
| 5.2.3 实验设计 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 耐高温接种物料驯化 |
| 5.3.2 热辅助强化生物干化及调节优化 |
| 5.3.3 热辅助强化有机物降解转化 |
| 5.3.4 微生物菌群演替及相关性研究 |
| 5.3.5 热辅助过程能耗分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生物干化产物燃烧热特性研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 原料燃烧特性 |
| 6.3.2 干化产物燃烧动力学 |
| 6.3.3 干化产物燃烧及污染排放特性 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（10）高温高盐石油采出水中石油烃的生物降解及嗜油功能微生物特性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 油田采出水来源、特点及危害 |
| 1.1.2 华北油田及辽河油田石油采出水处理现状 |
| 1.2 石油采出水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 生物法处理石油采出水研究现状 |
| 1.3.1 石油采出水生化工艺及菌群 |
| 1.3.2 石油采出水高效嗜油功能菌 |
| 1.4 研究目的、意义及研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验平台与试验设计 |
| 2.1.1 试验平台 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 试验仪器及试剂 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 石油采出水理化性质分析 |
| 2.2.2 菌群性状及菌落结构分析 |
| 2.2.3 微生物酶提取及酶活性分析 |
| 2.2.4 高温耐盐嗜油功能菌筛选和鉴定 |
| 2.2.5 高温耐盐嗜油功能菌石油烃降解性能试验 |
| 2.2.6 高温耐盐嗜油功能菌降解机理试验 |
| 3 不同生物工艺降解石油采出水中污染物的性能及菌群分析 |
| 3.1 不同生物工艺降解性能研究 |
| 3.2 门和纲水平菌群结构分析 |
| 3.3 属水平菌群结构分析 |
| 3.4 微生物群落丰富性及多样性分析 |
| 3.5 环境因子和各工艺段菌群结相关性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 不同运行条件和碳源对嗜油微生物菌群影响研究 |
| 4.1 不同运行条件和碳源下微生物菌群生长特性研究 |
| 4.1.1 菌群OD_(600)及MLSS分析 |
| 4.1.2 菌群SV30、SVI及CSH分析 |
| 4.1.3 菌群胞外聚合物EPS分析 |
| 4.1.4 菌群胞外、周质及胞内酶分布及活性分析 |
| 4.2 不同运行条件和碳源对菌群分布影响研究 |
| 4.2.1 菌群高通量测序和多样性分析 |
| 4.2.2 门、纲水平微生物菌群结构分析 |
| 4.2.3 属水平菌群结构及环境因子影响分析 |
| 4.2.4 菌群系统发生进化树及16S功能预测分析 |
| 4.3 不同运行条件和碳源下微生物菌群降解性能研究 |
| 4.3.1 菌群在不同运行条件下石油采出水中石油烃降解性能研究 |
| 4.3.2 菌群在不同碳源下的石油烃降解性能研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 高温耐盐嗜油功能菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 5.1 高效功能菌筛选与鉴定 |
| 5.2 功能菌表面疏水性及吸附性能分析 |
| 5.3 功能菌降解油田石油采出水性能研究 |
| 5.4 功能菌降解油田采出水GC-MS分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 高温耐盐嗜油功能菌降解机理研究 |
| 6.1 功能菌生物表面活性剂活性研究 |
| 6.2 功能菌关键酶分布及活性研究 |
| 6.3 功能菌酶和表面活性剂的降解性能研究 |
| 6.4 高温耐盐嗜油功能菌编码基因分析 |
| 6.4.1 功能菌全基因扫描图测序分析 |
| 6.4.2 功能菌KEGG代谢通路分析 |
| 6.4.3 功能菌-关键酶-编码基因对芳香烃降解路径分析 |
| 6.4.4 功能菌-关键酶-编码基因对烷烃降解路径分析 |
| 6.4.5 功能菌耐温耐盐关键酶或蛋白的编码基因注释分析 |
| 6.5 功能菌石油烃降解-关键酶-编码基因模型 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 附录A TPH、多糖PS、蛋白质PN及TTC标准曲线 |
| 附录B 菌群结构ILLUMINA高通量测序分析操作步骤 |
| 附录C 华北油田及辽河油田污水处理厂各工艺段微生物属水平占比 |
| 附录D 三株功能菌与直链烷烃降解相关的编码基因 |
| 附录E 三株功能菌与耐温耐盐性相关的编码基因 |
| 作者简历及攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
四、高温厌氧污泥的耐热性研究（论文参考文献）
- [1]污泥及污泥基生物炭对铀的吸附性能研究[D]. 杨路. 华北电力大学(北京), 2021(01)
- [2]污泥资源化过程中新兴污染物的赋存与控制研究进展[J]. 徐玉璐,乔子茹,储思琴,苏应龙,谢冰. 环境工程, 2021(09)
- [3]沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究[D]. 白玲. 江南大学, 2020(01)
- [4]不同预处理方式对剩余污泥中活菌菌群及ARGs的影响[J]. 毛秋燕,赵栩宁,苏宇傲,张慧旻,刘和,符波,张衍. 中国环境科学, 2020(06)
- [5]猪场沼液加温消毒关键因素优化与能耗分析[D]. 陈腾. 中国农业科学院, 2020(01)
- [6]污泥厌氧消化过程中不同类型DNA携带ARGs的丰度特征研究[D]. 毛秋燕. 江南大学, 2020
- [7]基于生物炭电化学性质调控的污泥厌氧消化促进机制研究[D]. 于亚梅. 上海交通大学, 2020(01)
- [8]基于SMAD-BBR组合工艺处理高浓度洗涤废水中试系统调试及试验研究[D]. 肖传晶. 青岛理工大学, 2019(02)
- [9]高含水率城市有机垃圾联合调质及热辅助强化生物干化研究[D]. 马姣. 大连理工大学, 2019(08)
- [10]高温高盐石油采出水中石油烃的生物降解及嗜油功能微生物特性研究[D]. 黄雪. 北京交通大学, 2019(01)