一、硫酸盐还原菌在废水处理应用中的研究进展（论文文献综述）
董秋仪[1]（2021）在《甲烷氧化耦合锑酸盐生物还原机理及影响因素研究》文中认为近年来,环境锑污染日益加重,逐渐引起学界关注。锑（Sb）会干扰生物体内蛋白质以及糖的代谢,且对人体具有潜在致癌性。水体锑污染常以Sb（V）的形式存在,采用生物还原法处理含锑废水具有成本低、反应条件温和、环境友好等优势,但该过程的微生物机理以及共存物质对生物还原过程的影响仍不甚明了。本论文利用中空纤维膜生物膜反应器,探究了生物膜以甲烷为电子供体和碳源的锑酸盐生物还原过程机理,并研究了共存物质对该过程的影响,主要结果如下:在缺氧条件下,微生物可在20天内将1600μmol/L锑酸盐完全还原,锑酸盐还原通量达到10 mmol/（m2-d）。采用溶菌法将生物膜上富集的白色沉淀分离,扫描电子显微镜、X射线能谱等表征分析证实了沉淀为立方和正交晶型的三氧化二锑（Sb2O3）。生物膜样品的高通量测序结果表明,随着锑酸盐还原通量的增加,生物膜中甲烷八叠球菌Methanosarcina的相对丰度从33%提高至75%,同时可能具有锑酸盐还原功能的砷酸盐还原菌Chryseobacterium和硝酸盐还原菌Leptolinea的相对丰度分别从0.8%和0.9%提高至9%和7%,荧光定量PCR结果表明生物膜内表征厌氧甲烷氧化的mcr A基因丰度也增加了4倍。因此,推测甲烷氧化耦合锑酸盐还原过程通过生物协同作用实现,且甲烷氧化过程为异养还原菌主导的锑酸盐生物还原提供了电子或碳源。氧气显着抑制锑酸盐的生物还原。当进水中溶解氧浓度降至0.2 mg/L以下时,锑酸盐去除效率高达90%;进水溶解氧浓度为1.8 mg/L时,锑酸盐的去除效率仅为30%;溶解氧浓度提高至8 mg/L时,锑酸盐生物还原完全受抑制。高通量测序以及宏基因组PICRUSt预测分析结果表明,在高溶解氧浓度条件下,好氧甲烷氧化菌Methylomonas和Methylosinus的相对丰度分别从2%和5%提高至12%和10%,且甲烷好氧氧化及同化过程相关酶基因的丰度也显着增加。同时,潜在的锑酸盐还原功能菌Thermomonas、硝酸盐还原酶和细胞色素C还原酶基因的相对丰度均降低,且生物膜的基础生长代谢相关酶基因的活性下降,表明生物膜在氧气胁迫下受到了不可逆损害。含锑废水中普遍共存的污染物硫酸盐和苯胺均会抑制锑酸盐的还原。硫酸盐的添加促进了硫酸盐还原菌的富集,相对丰度从3%增加至40%,而同时潜在的锑酸盐还原菌Anaerolineae的相对丰度均降低,表明种间竞争改变了微生物群落结构,抑制了锑酸盐还原菌的生长代谢。同时在苯胺的影响下,具有抗毒性能力的砷酸盐还原菌Longilinea的相对丰度增加,而硝酸盐还原菌Leptolinea的相对丰度从3%降至0.5%,表明苯胺的毒性作用同样会改变体系内菌群结构,进而降低了锑酸盐的去除效率。本论文研究结果扩展了甲烷在废水处理中的应用场景,为锑酸盐的生物还原提供了工艺优化参考。
肖方竹[2]（2020）在《耐福射奇球菌铀胁迫应激及dsrA基因转化对其铀还原富集性能的影响》文中研究说明随着核电项目的陆续重启和国家加快推进核电“走出去”战略,天然铀资源供应仍面临巨大压力。在铀资源开采、加工和生产应用过程中产生的含铀废水,若不及时有效处理,将会对周边区域的土壤、水等生态环境造成放射性污染,甚至会对人类生存环境构成一定的潜在威胁。因此,研究低浓度含铀废水中铀的分离富集新技术、新方法与新材料,对铀资源化和放射污染环境治理均具有重要的战略意义。微生物修复法以其修复效率高、经济成本低、操作简单且无二次污染物的优势而备受瞩目,目前研究逐渐认为利用微生物治理含铀废水是一种极具应用前景的方法。耐辐射奇球菌（Deinococcus Radiodurans,DR）是一种具有超强辐射抗性的微生物,其细胞壁具有至少六层的特殊组成和结构,最外层（S层）由规则排列的六角形蛋白亚基组成。由于该菌的超强极端抗性,兼有较好的基因转化和遗传操作性,DR菌被列为可用来构建放射性环境工程菌的优势菌种。耐辐射奇球菌在放射性环境污染治理领域,以耐辐射、抗干燥等多重抗性特点,越来越凸显其应用优势。硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria,SRB）许多蛋白都参与将可溶性的六价铀还原为不可溶、易于回收的四价铀沉淀这一过程,异化型亚硫酸盐还原酶是参与该过程的关键酶之一,由dsrA还原基因控制表达。野生型硫酸盐还原菌在铀废水中的生存活性受限,增殖率不理想,进而影响其对铀的持续富集效率,需要增强对铀的耐受性能。本研究围绕耐辐射奇球菌在治理含铀废水中的应用开展实施。考察了野生型耐辐射奇球菌在培养条件下活体菌对铀的富集行为,并通过转录组表达谱差异分析了铀胁迫下DR菌的应激机制;以生物表面活性剂功能化修饰耐辐射奇球菌,构建了表面活化DR铀富集剂BSDR,进行铀富集实验,考察其对铀的富集性能与机理;将还原基因dsrA转入野生型大肠杆菌（Escherichia coli,E.coli）,构建重组大肠杆菌DH5α-dsrA,并完成铀还原富集实验,证实了dsrA基因可增强大肠杆菌DH5α铀富集效率;将dsrA还原基因转入耐辐射奇球菌,构建了多效基因工程菌Deino-dsrA,对含铀废水中的六价铀进行了生物还原富集,阐释其还原富集行为与机理,从而为实现铀废水生物治理技术提供了科学依据和实验基础理论,也为我国国防科技工业、铀资源化产业可持续健康发展提供重要的技术支撑。第一部分野生型耐辐射奇球菌对铀富集行为与铀胁迫应激机制研究目的:通过野生型耐辐射奇球菌对铀的富集实验以及转录组测序分析耐辐射奇球菌富集铀前后的基因表达差异,初步探索耐辐射奇球菌中铀胁迫应激过程中的关键基因。从溶液的p H值、温度、铀初始浓度和菌剂投加量等影响因素确定DR菌富集铀的最适宜条件。方法:将培养条件下的耐辐射奇球菌菌液投放到模拟含铀废水中进行铀富集实验,从溶液的p H值、温度、铀初始浓度和菌剂投加量等影响因素探索对铀的富集效率的最佳条件。同时监测铀富集过程中溶液p H值随时间的变化趋势。通过转录组测序分析耐辐射奇球菌富集铀前后的基因表达差异,筛选差异表达较大的基因,经GO分析和KEGG pathway富集分析,揭示差异基因参与的主要调控通路。使用扫描电镜表征铀富集后的DR菌表面形貌,使用EDS能谱仪对菌体沉淀做元素成分分析。结果:培养条件下的野生型耐辐射奇球菌,在p H=5、温度30℃、铀初始浓度为10 mg/L的情况下,投加16 m L的耐辐射奇球菌体富集剂,吸附时间为60 min,铀（Ⅵ）富集率可达91%;在铀富集过程中同时测量溶液p H的动态值,初始p H为5时,投加16 m L的耐辐射奇球菌体富集剂,富集终点p H值为6.1。转录组测序结果显示,DR菌中DR＿RS11290、DR＿RS03605、DR＿RS13480等基因表达水平上调,为参与铀胁迫应激的主要基因;DR＿RS10750、DR＿RS07335、DR＿RS04590等基因表达水平下调,受到铀胁迫抑制。经GO分析和KEGG pathway富集分析,预测表达差异基因参与了多种信号通路,主要涉及氧化磷酸化、各类糖代谢和氨基酸合成代谢等通路;细胞色素C氧化酶显着上调。小结:（1）DR菌在铀溶液中生存周期仍可达90h,提示DR菌具有超强抗性。（2）耐辐射奇球菌多个关键基因参与了铀胁迫应激过程,DR＿RS11290、DR＿RS03605、DR＿RS13480等环境刺激应答蛋白、运动动力蛋白、DNA复制解旋酶等基因表达水平上调,而DR＿RS10750、DR＿RS07335、DR＿RS04590等与肽聚糖结合的膜效应因子相关基因下调,上下调基因中有多个基因为功能未知的DR菌独有基因。（3）差异表达显着的基因可能参与氧化磷酸化、各类糖代谢和氨基酸合成代谢等通路;细胞色素C氧化酶显着上调,在氧化磷酸化通路中起到重要的催化作用。（4）DR菌铀富集最适条件,p H为5,温度为30℃,铀初始浓度为10 mg/L,菌剂投加量为16m L。DR菌的铀富集过程会通过氧化还原反应,反向调节p H值,使其趋向中性。（5）扫描电镜结果显示DR菌富集铀前后其表面形貌发生了较大变化,能谱图和元素分析结果均显示富集铀之后元素成分中新增铀的含量达到了4.3%,证实铀富集到DR菌表面。第二部分生物表面活性剂功能化修饰DR菌及其对铀的富集性能与机理研究目的:以生物表面活性剂功能化修饰DR菌菌体表面,构建表面活化DR铀富集剂BSDR。探索溶液温度、p H值、铀初始浓度和菌剂用量等因素对表面活化DR铀富集剂BSDR富集铀的性能影响,并得到最适宜的富集条件。方法:经堆肥发酵培养制备含生物表面活性剂的发酵液,再以生物表面活性剂功能化修饰耐辐射奇球菌菌体,构建表面活化DR铀富集剂BSDR。将其投放入低浓度铀溶液中,研究溶液温度、p H值、铀初始浓度和菌剂用量等因素对表面活化DR铀富集剂BSDR富集铀的性能影响。使用红外光谱（FT-IR）、扫描电镜（SEM）、能谱分析仪（EDS）分别测试表面活化DR铀富集剂BSDR富集铀后的表面形貌及元素成分。并使用HCl和Na OH、EDTA作解吸剂,考察表面活化DR铀富集剂BSDR的再生利用性能。结果:表面活化DR铀富集剂BSDR富集铀的最佳温度为25℃,最佳p H值为4.5,最佳铀初始浓度为20 mg/L,富集剂BSDR的最佳剂量为10 mg,对铀的富集率可达到93.3%,单位铀富集量为45.4 mg/g。扫描电镜及EDS能谱分析结果显示,铀已被表面活化DR铀富集剂BSDR成功富集。表面活化DR铀富集剂BSDR,用HCl、Na OH和EDTA解吸回收循环6次,富集效率仍可达到60%,具有较理想的可再生性。小结:（1）成功构建一种表面活化DR铀富集剂BSDR。6次解吸后富集率仍可达60%,重复利用性较高。（2）表面活化DR铀富集剂BSDR最佳铀富集条件,温度为25℃,p H值为4.5,铀初始浓度为20 mg/L,富集剂BSDR的最佳剂量为10 mg,富集率可达到90-93.3%。耐辐射奇球菌是表面活化DR铀富集剂BSDR基体的适宜选择。（3）红外光谱分析结果表明表面活化DR铀富集剂BSDR发生了铀富集的过程。扫描电镜分析结果,表面活化DR铀富集剂BSDR富集铀后表面附着了大量颗粒,形貌发生较大改变。能谱结果显示富集铀后BSDR的元素成分中新增铀的含量达到了9.27%,证明铀已被表面活化DR铀富集剂BSDR富集至表面。第三部分还原基因dsrA转化及其对大肠杆菌还原富集铀的性能影响目的:利用硫酸盐还原菌（SRB）关键还原基因dsrA将六价可溶性的铀还原为四价不可溶、易于回收沉淀的铀,将其转入大肠杆菌中构建含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA,对比dsrA基因转入大肠杆菌DH5α前后对铀的富集效率,研究还原基因dsrA对异源微生物大肠杆菌还原富集铀的性能影响。方法:利用前期构建的载体,提取质粒p RADK-dsrA,经酶切后电泳检测鉴定其表达情况,菌落PCR鉴定及Blast比对分析还原基因dsrA在重组大肠菌内表达情况。将含还原基因dsrA的重组大肠杆菌DH5α-dsrA投入低浓度铀溶液中,摇瓶培养,绘制生存曲线获得含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA在铀溶液中的生存活性情况;考察溶液p H值、铀初始浓度、还原富集时间、菌剂量和溶液温度等各因素影响下的对铀还原富集效率,研究该重组大肠杆菌DH5α-dsrA对铀的还原行为;并使用液相色谱与ICP-MS检测该重组大肠杆菌DH5α-dsrA还原富集铀沉淀物的元素价态,以分析其对铀的还原富集效率。结果:PCR鉴定及Blast比对结果显示还原基因载体p RADK-dsrA在重组大肠DH5α-dsrA中表达正常。含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA在铀溶液中的生长大约在10h后进入对数生长期,18h左右进入稳定期,其生存活性随着铀浓度的增加而降低,该重组大肠杆菌DH5α-dsrA在高浓度含铀废水中会提前进入衰亡期。含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA还原富集铀的最佳时间为40 min,菌剂量0.4 g,最佳温度为37℃,最佳p H值为4,最佳铀初始浓度为5 mg/L,富集率最高达到95.83%,富集量为43.4 mg/g。液相色谱与ICP-MS分析沉淀物元素价态含量,结果显示该重组大肠杆菌DH5α-dsrA富集铀后,沉淀物中U（IV）和U（III）总含量约为34,348.9 mg/kg。小结:（1）成功构建含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA。（2）重组大肠杆菌DH5α-dsrA在铀溶液中的生存活性受到抑制,生长周期为27h,需要增强其多重抗性。（3）重组大肠杆菌DH5α-dsrA对铀的富集率达到95.12%-95.83%,提示还原基因dsrA的转化可增强野生型大肠杆菌对铀的富集效率。（4）重组菌DH5α-dsrA和野生菌DH5α最佳铀还原富集条件,p H值为4,铀初始浓度为5 mg/L,还原富集时间约为40min,菌剂量为0.4g,温度为37℃。还原产物U（IV）和U（III）总含量约为34348.9mg/kg。第四部分多效基因工程菌Deino-dsrA的构建及其还原富集铀的行为与机理研究目的:利用耐辐射奇球菌超强的辐射抗性,结合硫酸盐还原菌的强还原能力,将硫酸盐还原菌的关键还原基因dsrA转入到耐辐射奇球菌中,构建抗辐射、高还原性能的多效基因工程菌Deino-dsrA,以期对含铀废水进行持续性高效处理。方法:将前期已构建的p RADK-dsrA质粒,转化入DR菌感受态细胞中,筛选阳性克隆,PCR鉴定及Blast比对显示dsrA基因在DR菌内正常表达。将构建的新型基因工程菌投放入低浓度铀溶液中,摇培生存曲线法检测野生型DR与重组菌Deino-dsrA在铀溶液中的生存活性情况;调整时间、温度、p H值、菌剂量及铀初始浓度各因素,研究该基因工程的富集行为及富集效率;使用FTIR分析研究铀富集前后Deino-dsrA多效基因工程菌表面的基团变化;使用SEM和EDS分析富集铀后的Deino-dsrA多效基因工程菌表面形貌及元素成分;使用液相色谱与ICP-MS检测Deino-dsrA多效基因工程菌富集铀沉淀物的元素价态,以分析其对铀的还原效率。结果:PCR鉴定及Blast比对结果显示dsrA基因在DR菌内正常表达,含dsrA基因的DR重组菌Deino-dsrA构建成功。18-20 h后野生型DR与重组菌Deino-dsrA进入对数生长期,菌体数量均迅速上升,且生存周期比较长,重组菌增长速率滞后于野生型菌。重组菌Deino-dsrA还原富集铀的最佳时间为60 min,最佳温度为30℃,最佳p H值为5,最适菌剂量为35 mg,最佳铀初始浓度为10 mg/L,铀富集率达到93.5%,单位铀富集量为43.4 mg/g;该重组菌适应的温度范围及p H范围比较宽,经选育获得多效基因工程菌Deino-dsrA。FTIR、SEM和EDS分析结果提示,铀富集后Deino-dsrA多效基因工程菌表面已结合铀离子。液相色谱与ICP-MS检测结果显示,Deino-dsrA多效基因工程菌铀富集后,沉淀物中U（IV）和U（III）总含量约为48,293.4 mg/kg。小结:（1）成功构建了抗辐射、高还原性能的多效基因工程菌Deino-dsrA。（2）Deino-dsrA多效基因工程菌在铀溶液中生存周期较长,具备理想的极端抗性,增值速率略滞后于野生型DR菌。（3）Deino-dsrA多效基因工程菌还原富集铀的最佳时间为60 min,最佳温度为30℃,最佳p H值为5,最适菌剂量为35 mg,最佳铀初始浓度为10 mg/L,富集率达到93.5%,富集量为43.4 mg/g,其还原富集效率优于野生型DR菌;在酸性条件下,也优于文献报道硫酸盐还原菌的富集率。（4）红外光谱分析结果Deino-dsrA多效基因工程菌出现了UO22+的特征峰,扫描电镜结果证明,富集前后菌体表面发生较大变化。EDS能谱分析结果证明铀已被Deino-dsrA多效基因工程菌富集至表面。液相色谱与ICP-MS检测结果显示,Deino-dsrA多效基因工程菌铀富集后,沉淀物中U（IV）和U（III）总含量约为48,293.4 mg/kg。结论1.耐辐射奇球菌多个关键基因参与了铀胁迫应激过程,DR＿RS11290、DR＿RS03605、DR＿RS13480等环境刺激应答蛋白、运动动力蛋白、DNA复制解旋酶等基因表达水平上调,而DR＿RS10750、DR＿RS07335、DR＿RS04590等与肽聚糖结合的膜效应因子相关基因下调,上下调基因中有多个基因为功能未知的DR菌独有基因。2.构建表面活化DR铀富集剂BSDR。BSDR最佳铀富集条件是温度为25℃,p H值为4.5,铀初始浓度为20 mg/L,投加菌的最佳剂量为10 mg,富集率可达到93.3%,并具有较好的再生性能及应用条件拓宽。3.构建含还原基因的重组大肠杆菌DH5α-dsrA。重组菌DH5α-dsrA和野生菌DH5α最佳铀还原富集条件,p H值为4,铀初始浓度为5 mg/L,菌剂量为0.4g,温度为37℃,还原富集时间约为40min,还原富集率最高分别可达95.83%和88.23%,差异具有显着意义。4.成功构建获得多效基因工程菌Deino-dsrA。Deino-dsrA多效基因工程菌还原富集铀的最佳时间为60min,最佳温度为30℃,最佳p H值为5,最适菌剂量为35 mg,最佳铀初始浓度为10 mg/L,富集率91%-99%,富集量为43.4 mg/g,在铀溶液中生存周期可达90h,其还原富集效率优于野生型DR菌,差异具有显着意义。
蒲佳洪[3]（2020）在《铀及铅污染水体微生物矿化还原净化基础研究》文中研究指明放射性废水具有放射性和化学双重毒性,流动性大,渗透性强、收存量和处理难度大、成本高,特别是铀矿冶大量的低放废液的有效处理成为了一个迫在眉睫的环境问题。本论文围绕硫酸盐还原菌对铀污染水体中铀的还原、以及溶磷菌释放正磷酸盐矿化污染水体中铀及铅等进行基础研究。在一定条件下,利用硫酸盐还原菌产生的硫化物可与污染水体中重金属离子形成稳定的金属硫化物沉淀而净化;还原后的铀酰离子与正磷酸盐形成磷酸铀酰矿化物从而达到净化铀污染水体的作用。研究结果如下:（1）在尾矿坝中心积水滩边上的淤泥里筛选出混合的硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria）,根据16s r DNA序列确定该混合硫酸盐还原菌组成为脱硫弧菌（Desulfomicrobium,Desulfovibrio sp.CME3）。该野生型混合硫酸盐还原菌的最适生长条件为:接种量为10%,p H为6.5,温度为35℃,初始Fe2+质量浓度为200mg/L。对筛选得到的混合菌群进行驯化,用以提高了混合菌群对铀的净化效果。（2）通过正交试验,温度为影响硫酸盐还原菌群的主要因素,其最佳还原条件为:温度35℃,p H7.0,U（VI）初始浓度为25mg/L。在p H为7,温度30℃,接种量为10%以上时,混合硫酸盐还原菌群对铅离子的还原最优,在最佳条件下,铀及铅污染水体中铅的质量浓度从50mg/L下降至0.605mg/L,对铅离子的去除率可高达98.79%。以Ca2+为例的共存离子对该混合硫酸盐还原菌还原U（VI）的影响中,其他共存金属离子对还原过程均有抑制作用,并随着金属浓度的增加,抑制效果加强。在筛选出的野生型硫酸盐还原菌群中加入脱硫脱硫弧菌脱硫亚种可以强化U（VI）的还原处理效率,达到85.34%。（3）不加黑曲霉时,培养基中的羟基磷灰石不能被溶解,而接种了黑曲霉能有效的溶解羟基磷灰石,在初始p H为6.00,羟基磷灰石为10g/L的培养基中,培养20d后溶液中磷的质量浓度可达到481.13mg/L。在不加黑曲霉时,溶液中铀的质量浓度只减少了很少的一部分,而接种了黑曲霉后,铀及铅污染水体中铀的质量浓度从50mg/L下降至2.48mg/L,溶液p H值从6.0下降到2.84,铀的去除率达到95.04%;铀的去除率与溶液中磷的质量浓度呈正相关,相关性系数为0.917。
宋振赫[4]（2020）在《一体式硫酸盐和亚硝酸盐同步去除工艺研究》文中研究说明我国经济的迅猛发展离不开越来越多的工业活动,而化工、制药以及制革等工厂会产生大量含有机物、硫酸盐、硝酸盐和亚硝酸盐等污染成分的废水,这些废水需要经过适当的处理后才可排放。目前,对于含硫含氮有机废水的处理,国内外仍主要选择分段工艺或串联工艺,对于一体式去除工艺的研究相对较少。本文采用一体式脱硫反硝化工艺,考察硫酸盐（SO42-）、亚硝酸盐（NO2-）和有机碳在厌氧升流式反应器内同步去除的效能,并研究硫、氮和碳的反应机理。首先,运用宏观和微观相结合的方式,分析水力停留时间、不同碳源以及有机碳浓度对工艺运行效能的影响,并利用高通量测序手段探讨反应体系内不同位置的微生物群落结构特征,从而明确工艺体系中SO42-与NO2-的反应途径及微生物之间的作用机理。其次,接种包含硫酸盐还原菌和反硝化菌的活性污泥进行间歇实验,探究不同的S/N、有机碳浓度、硫化物（S2-）浓度、氨氮（NH4+）浓度、亚铁离子（Fe2+）浓度和盐度等环境条件下,硫酸盐还原菌与反硝化菌相互作用机理。研究结果如下:（1）一体式硫酸盐和亚硝酸盐同步去除工艺较好地完成了 SO42-、NO2-及有机碳的同步去除,去除率分别达73.7%、99.6%和95.0%。同时,硫酸盐还原过程所生成的S2-,进一步被不完全氧化为单质硫（SO）,S0生成率达到90%以上;NO2-被还原为氮气,有机碳被转化为二氧化碳。对反应器内不同位置的微生物群落结构的分析结果显示:反应器下部区域的优势功能菌属主要有脱硫化微菌属Desulfomicrobium和脱硫化弧菌属Desulfovibrio,此处主要发生硫酸盐还原反应;反应器中部区域的优势功能菌属主要有硫卵菌属Sufurovum,此处主要发生自养脱硫反硝化反应;反应器上部区域优势功能菌属主要有产碱杆菌属Alcaligenes和硫小螺体属Sulfurospirillum,此处主要发生异养反硝化反应和单质硫还原反应,而单质硫还原反应的存在证实了反应器上部有大量S0存在。此外,反应器内各处均存在具有异养反硝化作用和降解有机物作用的菌属,表明反应器内的各个区域均存在不同程度的异养反硝化反应和有机碳氧化反应。（2）在低S/N值的条件下,硫酸盐还原反应和异养反硝化反应均受到抑制,但反硝化反应表现为反应速率受到抑制,60h时NO2-才完全去除,硫酸盐还原反应则表现为去除效果受到影响,SO42-去除率低于42.28%;高浓度有机碳条件下,硫酸盐还原反应和异养反硝化反应对基质的竞争作用被弱化,因此SO42-和 NO2-的去除效果有所提升,分别为82.46%和100%;S2-对硫酸盐还原反应有抑制作用,其抑制浓度为25 mgS/L,而此浓度对异养反硝化反应却无影响;投加适量浓度的NH4+和Fe2+利于硫酸盐还原反应和异养反硝化反应的进行,当NH4+=20mgN/L和Fe2+=20mg/L时,SO42-和NO2-的去除效果最好,SO42-去除率分别达到了 87.63%和87.49%,NO2-在24h内全部去除;盐度对硫酸盐还原反应抑制作用较大,30 g/L盐度时SO42-去除率仅为46.22%,表明硫酸盐还原菌无法适应高盐环境。但在使用海水进水时硫酸盐还原反应却有所增强,主要因为在海水中存在大量常量元素和嗜盐硫酸盐还原菌,对硫酸盐还原反应起到了强化作用。所有盐度条件对反硝化反应均无影响,表明异养反硝化菌对高盐环境适应性较强。综上所述,硫酸盐还原菌和异养反硝化菌存在以下相互作用关系:1)竞争有机物基质;2)NO2-对硫酸盐还原菌抑制效果较强,应降低NO2-浓度以减轻NO2-对硫酸盐还原菌的抑制作用并削弱异养型反硝化反应的程度;3)硫酸盐还原菌耐盐性远远低于反硝化菌;4)存在具有脱硫作用的反硝化菌,能将S2-进一步氧化成SO42-。因此,一体式SO42-和NO2-同步去除工艺稳定运行的关键是降低异养反硝化反应的强度、提高硫酸盐还原菌的竞争能力,从源头上提升SO42-的降解效率,使之转化为S2-,进而促进自养型脱硫反硝化反应的进行。
龙琦[5]（2020）在《植物酸化油废水厌氧生化法处理研究》文中研究表明植物酸化油废水由于其酸性强、有机物含量高、硫酸盐含量高和难生物降解等特性,在实际工程应用中面临处理成本高昂、处理效果不佳等问题。本课题以广东省东莞市某实业有限公司植物酸化油生产废水为研究对象,根据废水的污染特性和废水处理工程中存在的问题,提出了采用厌氧序批式反应器（ASBR）处理植物酸化油废水的工艺方法,并对反应器的启动方式、处理效能、参数优化和基质降解动力学进行了研究,为工程应用提供理论依据。对ASBR处理植物酸化油废水采用不同负荷的启动方式进行了研究。研究发现,低负荷启动条件下（前期废水经过稀释）污泥能更快速适应高浓度植物酸化油废水的冲击负荷,此时反应器有更高的有机物去除效率和更少的挥发性脂肪酸（VFA）、硫化物累积。低负荷启动与高负荷启动稳定后的平均COD去除率分别为51.2%、40.2%,稳定后VFA的平均积累浓度分别为1069 mg·L-1和1225 mg·L-1。稳定后硫化物的平均积累浓度分别为47.8 mg·L-1和77.6 mg·L-1。对运行稳定的ASBR处理植物酸化油废水的重要影响因素和处理效能进行了研究。结果表明,植物酸化油废水在厌氧反应初始p H=5、5.5的条件下,p H、硫化物浓度、VFAs浓度在一个周期的反应阶段内的波动较小,COD的去除率仅为15%～20%;而在初始p H=6、6.5、7、7.5、8的条件下p H、硫化物浓度、VFAs浓度波动较大且COD去除率可达50%～60%。根据不同初始p H下ASBR处理植物酸化油废水的效能与废水停留时间的关系,建立初始p H-废水停留时间-COD去除率定量关系的多元非线性回归模型,该模型显着性高。由模型结论可知,在初始p H为7.5,废水停留时间为84h时有最大的COD去除率。对优化条件下的植物酸化油废水的厌氧反应进行了基质降解动力学研究,结果表明,在基质快速降解期内COD得到快速去除,基质的比降解速率高,模型=507.6-（2.633×106）/（S-4390）可以较好地描述此时的基质降解过程;在抑制期内COD去除速率快速下降,基质比降解速率低,模型=（1199-（6.219×106）/（S-4390））×（1-P/1082）0.4326可以较好地描述此时的基质降解过程。
张杰[6]（2020）在《酸性矿山废水与选矿废水协同生化处理及重金属回收工艺研究》文中研究表明有色金属矿物在开采、浮选等过程会产生大量的酸性矿山废水（acid mine drainage,AMD）和选矿废水（mineral processing wastewater,MPW）。AMD中含有大量的重金属及硫酸根离子,MPW中也有多种浮选药剂残留。利用硫酸盐还原菌（sulfate reducing bacteria,SRB）处理AMD是一项具有应用前景的方法。针对AMD与MPW两种废水的特性,构建了AMD与MPW协同生化处理系统。两种废水混合即可发生中和反应,同时MPW中溶解的有机物可以作为SRB的碳源进行硫酸盐还原反应。本文通过实验室小试及中试实验对AMD与MPW联合处理工艺的可行性进行了探索,优化了各个单元的设计参数,同时也对重金属回收工艺进行了研究。（1）通过BOD5/COD法及振荡培养法对MPW生物降解性进行了评价,实验结果表明,MPW属于易生物降解废水,微生物对溶液中DOC降解过程符合一级反应动力学模型。（2）通过实验室批式实验和连续流实验对AMD与MPW的协同生化处理效果进行了研究。AMD和MPW按照1:2进行混合后,废水中Cu、Fe、Zn以及Mn的浓度分别降低了78.55%、82.91%、63.42%和71.66%（与AMD相比）。批式实验结果表明,SRB能够利用MPW中的DOC进行自身代谢。当进水p H=5.00,水利停留时间（HRT）为18h时,硫酸盐还原率达到46.10%,Cu、Zn和Fe的去除率达到99.46%,99.68%和96.40%。连续流实验中,随着进水重金属浓度的升高,生物修复效果有所下降。微生物群落分析表明,随着进水重金属浓度的升高,反应器内微生物的丰富度降低。AMD与MPW共处理反应器中,共存的发酵细菌与SRB表现出协同作用,且发酵细菌对水质的波动更为敏感。（3）通过中试实验对AMD与MPW联合处理工艺进行了验证。控制进水p H为5.00,硫酸盐还原单元HRT为18h,出水p H可以保持7.2以上,SO42-还原率达到47.50%,DOC去除率为71.8%。重金属Cu、Fe、Zn及Mn的去除率分别为98.30%、91.56%、97.07%及49.85,Cu和Zn出水浓度远低于国家排放标准规定限制。实验结果与实验室实验结果较为一致,构建的AMD与MPW协同生化处理工艺具有一定的工程应用价值。（4）采用加碱调节-厌氧硫酸盐还原工艺产生的H2S对AMD中重金属进行了回收。进水p H梯度实验表明,p H=4.50为最佳,此时厌氧反应效率高,有效产物H2S浓度最高。中试实验通过控制进水C/S比、HRT、好氧单元气水比等参数来优化反应器运行效果。当进水p H为4.50,C/S比为1.5,HRT为24h时,厌氧系统具有最高利用效率,DOC以及硫酸盐去除率均在80%以上,H2S浓度达到140mg/L以上,Cu、Zn、Fe、Mn的去除率分别达到99.19%、96.46%、95.67%、71.48%。
戴祥昕[7]（2020）在《硫酸盐还原菌包覆矿石控制酸性废水排放及碳源的优选研究》文中进行了进一步梳理铜是江西具有突出竞争优势的产业,铜矿产量在全国名列前茅。矿山开采规模与产量越来越大,相应地有越来越多的低品位矿石（俗称废石）被集中丢弃到废石山堆积存放。堆积的废弃矿石长期暴露在空气中,因自然氧化和雨水的淋溶作用,产生了大量酸性矿山废水。酸性矿山废水pH低,含有大量的硫酸根离子和重金属离子,对周边环境和地下水造成严重污染。按照现在的研究进展,处理酸性矿山废水污染的主要方法有:传统的物理法（如吸附法等）化学法（如酸碱中和法等）,还有一些特殊的处理方法（如人工湿地法等）。但是,这些方法由于受到矿石堆积场地、成本和适用范围等的限制,都难以进行大规模的工程应用。利用硫酸盐还原菌的微生物处理法是目前最具潜力的含硫矿石污染控制方法。因此,本硕士学位论文拟围绕利用硫酸盐还原菌控制酸性矿山废水排放的新技术开展研究,通过提高经优选的硫酸盐还原菌在微生物菌群中的优势、探究硫酸盐还原菌的最适生长条件,如温度、pH值,以及不同初始硫酸盐浓度、不同碳源对硫酸盐还原菌生长的影响;继而模拟研究了硫酸盐还原菌包覆矿石以控制酸性废水排放。主要研究内容包括:1.硫酸盐还原菌的富集提纯和鉴定处理为提高硫酸盐还原菌在菌群里的占比和优势性,首先对硫酸盐还原菌进行重复多次的富集,并采用稀释涂布-叠皿夹层法进行提纯,以得到处理后的实验菌群。对菌群进行样品提取,先通过扫描电镜观察,再通过16S rRNA基因序列97%相似度水平归类OTU统计菌群群落。实验结果表明,菌群中硫酸盐还原菌的含量从23%左右提高到了 60%,形成了以硫酸盐还原菌为优势菌种的微生物群落。2.对硫酸盐还原菌生理特性的研究对富集提纯后的菌群进行生理特性的研究,设置不同初始pH值、不同初始温度和不同初始硫酸盐浓度的条件,分析了硫酸盐还原菌的生长过程和培养基中的相关参数变化,如OD6000、pH值和硫酸盐去除率等。结果表明,处理后的硫酸盐还原菌群的生长符合微生物生长的S型曲线,最适宜菌群生长的pH为7.0,最适宜的温度为33℃,初始硫酸盐浓度为500mg/L-2000mg/L时,硫酸盐还原菌生长均不会受到硫酸盐浓度的抑制。在碳源充足的情况下,随着硫酸盐浓度的增加,硫酸盐的去除效率也增大。在乙醇、乳酸钠、麦芽糊精和污泥分别为碳源的条件下,硫酸盐还原菌群均可以利用这几种物质作为碳源。3.硫酸盐还原菌包覆矿石控制酸性废水排放及碳源的优选研究为探究硫酸盐还原菌生物法在实际情况中的应用,本部分实验模拟野外环境进行柱淋滤实验,分析在不同碳源作用下原位控制酸性矿山废水的效果。实验结果表明,接种SRB并在初期补充碳源能够有效控制含硫废石的硫酸盐释放和酸性矿山排水的产生,以乙醇、麦芽糊精、乳酸钠和城市生活污水处理厂的污泥为碳源对雨水淋溶时,硫酸盐的减排率分别为84.8%、76.2%、69.9%、54.0%。以麦芽糊精为碳源的实验柱中,由于麦芽糊精较强的成膜或涂抹性能,可以在矿石表面产生一层致密的生物膜,生物膜本身的物理结构可以抑制矿石在空气中的淋溶氧化,且更有利于硫酸盐还原菌群的留存和持续性作用。生物膜中优势菌群为Proteobacteria、Firmicutes和Bacteroidetes,能有效控制硫的氧化与酸性排水的产生。
王颖慕[8]（2020）在《硫循环调控电极生物膜-人工湿地电子转移及脱氮路径研究》文中指出城镇污水处理厂尾水排放携带的氮磷是水体营养盐输入的重要来源之一。对尾水进行深度除磷脱氮是防止环境容量小的受纳水体富营养化的关键。针对现有尾水人工湿地深度除磷脱氮效能低、脱氮碳源缺乏的瓶颈问题,研究以SO42--S含量较高的污水厂尾水为对象,提出基于硫循环调控的电极生物膜-人工湿地深度除磷脱氮关键技术。深入研究了电极生物膜-人工湿地系统构建、效能及微生物群落演替对环境因子的响应规律;重点考察了自养系统中硫循环与氮转化的相互作用关系,揭示了硫循环过程中电子储存与电子再利用模式对反硝化路径的调控机制;并利用宏基因组测序等分子生物学技术,对系统中潜在的氮、硫、碳代谢路径以及多元化路径脱氮机制对其环境因子变化的响应、适应和反馈机制进行阐述。此外,探究了系统铁阳极中的PO43--P去除路径及其动力学特征,阐明了环境因子对N2O积累的影响及其作用机制。研究得出的主要结论如下:水流流向、接种污泥对电极生物膜-垂直流人工湿地系统（E-VFCWs）的构建影响显着。其中,上向流和下向流E-VFCWs系统构建成功后,NO3--N去除率分别为47.9±5.8%和97.1±2.0%。水流流向对系统中反硝化功能菌属的相对丰度和脱氮路径影响显着,上向流E-VFCWs系统中脱氮路径可能为单一的氢自养反硝化,下向流E-VFCWs系统中脱氮过程包括氢自养反硝化、Fe（II）自养反硝化、硫自养反硝化等多元化路径,且反硝化功能菌属的丰度更高。此外,接种养殖场厌氧污泥的E-VFCW系统构建成功后,NO3--N去除率为97.0±1.6%,其脱氮效能高于接种城镇污水厂污泥和自然挂膜的系统,接种养殖场厌氧污泥构建的系统细菌拷贝数最高,且与反硝化、硫酸盐还原-硫自养反硝化等微生物代谢过程相关的功能基因的相对丰度均最高。电极生物膜-人工湿地系统成功构建后表现出高效、稳定的PO43--P去除效能,PO43--P去除率为89.7-99.4%。HRT、电流对系统的除磷效能影响显着,而温度或进水SO42--S浓度的影响较小。系统的主要除磷途径为通过阳极电解、水解等过程产生的（亚）微米级“针垫”结构Fe OOH的吸附去除PO43--P。当电流较小时（<0.005A）,PO43--P的电絮凝吸附符合一级动力学规律;而当电流较大时（0.025-0.050 A）,PO43--P的电絮凝吸附符合二级动力学规律。温度对E-VFCWs系统脱氮效能影响显着,在常温（28℃）和低温（12℃）条件下,E-VFCWs系统的NO3--N去除率分别为82.7-99.6%和50.8-91.8%,TN去除率分别为51.9-93.7%和38.8-73.1%。电化学强化反硝化系统中脱氮途径除了普遍认为的氢自养反硝化外,还包括Fe0化学反硝化、Fe（II）自养反硝化、硫酸盐还原-硫自养反硝化、发酵或H2/CO2营养型自养产乙酸菌-异养反硝化、异化还原为铵（DNRA）等多路径耦合实现高效脱氮;而植物吸收或基质吸附等作用对NO3--N去除的贡献率仅为1.1-3.7%。此外,温度是影响E-VFCWs系统中氮、硫转化相关的功能微生物群落结构的关键因素。温度变化会改变E-VFCWs阴极中氢自养反硝化菌和硫酸盐还原菌的竞争模式,当温度由28℃降低至12℃时,氢自养反硝化菌的相对丰度提高,而异化硫酸盐还原菌的变化趋势相反。硫自养反硝化菌在不同温度条件下均为优势菌种,且在低温条件下系统中硫自养反硝化菌的相对丰度进一步提高,表明在低温等不利条件下,E-VFCWs系统中原位沉积的还原态硫可用于强化硫自养反硝化,可能强化系统在低温条件下NO3--N的去除。不同S/N比的电极生物膜-水平流人工湿地系统（E-HFCWs）应对电流或HRT变化的NO3--N去除稳定性差异显着。随着硫氮比（S/N比）提高,系统应对电流或HRT变化的脱氮稳定性趋于提高。中硫组（S/N比为2.064）和高硫组（S/N比为4.183）相对低硫组（S/N比为0.271）E-HFCWs系统NO3--N去除效能的提升率与SO42--S变化量存在显着的线性正相关关系,表明在较低电流或HRT的情况下,硫循环可能对提高E-HFCWs系统脱氮效能的抗冲击负荷能力具有重要作用。此外,研究发现通过投加黄铁矿是应对E-HFCWs系统反硝化效能恶化的有效应急措施,尤其是对于中硫组和高硫组E-HFCWs。采用宏基因组测序技术解析了E-HFCWs系统的微生物群落结构演替规律和氮、硫、碳代谢过程（包括反硝化、硫循环、碳固定、氢氧化、乙酸氧化和甲烷氧化等）,得出E-HFCWs系统中脱氮的微生物作用机制及其对环境因子变化的响应、适应和反馈机制。当电流为0.1 A,HRT为24 h时,低硫组E-HFCWs系统中潜在的反硝化优势功能菌属主要包括Thauera（陶厄氏菌属）、Azoarcus（固氮弧菌属）、unclassified＿Comamonadaceae（丛毛单胞菌科）、Meiothermus（亚栖热菌属）等物种,脱氮路径包括氢自养反硝化和H2/CO2营养型自养产乙酸-异养反硝化,可能的电子供体主要包括H2或乙酸。该阶段高硫组与低硫组E-HFCWs系统中潜在的反硝化功能菌属的组成结构相似,脱氮路径包括氢自养反硝化、硫酸盐还原-硫自养反硝化、H2/CO2营养型自养产乙酸/甲烷-异养反硝化（包括反硝化型甲烷厌氧氧化）,可能的电子供体主要包括H2、还原态硫、乙酸或CH4。而当HRT降低至6 h时,与低硫组HFCWs系统相比,高硫组HFCWs系统中与氮、硫、碳代谢相关的功能与物种共现性网络图中节点（物种）的数目和度（degree）更高,反硝化菌的相对丰度更高,脱氮路径更多元,因此,系统脱氮效能更稳定,抗冲击负荷能力更强。常温条件下E-VFCWs系统的N2O积累率（<0.86%）远低于低温条件（20.9-34.2%）,当温度由28°C降低至12°C时,E-VFCWs阴极中nir K和nir S基因拷贝数仅出现小幅降低,而nos Z基因拷贝数显着降低,表明低温对N2O还原功能基因（nos Z）的抑制作用强于N2O产生功能基因（nir S、nir K）。此外,系统N2O积累率随着电流或HRT的降低而升高,且在较低的电流或HRT的条件下,中硫组和高硫组E-HFCWs系统积累率显着低于低硫组,表明中硫组和高硫组E-HFCWs系统中硫循环过程中电子储存和再利用模式提高了整个运行过程中电子的利用率。此外,投加黄铁后能迅速降低电解生物膜-人工湿地系统的N2O积累,投加黄铁矿后低硫组、中硫组和高硫组E-HFCWs系统中N2O积累率分别由2.42±0.11%、2.31±0.19%、1.91±0.10%至1.18±0.06%、0.16±0.07%、0.14±0.03%。研究首次提出电极生物膜-人工湿地系统中硫循环过程中电子传递（电子储存与电子再利用）模式,及其对反硝化脱氮效能与路径的调控作用。原位沉积于系统中的还原态硫充当“电容器”作用,当电子供给充足（HRT较长、电流较大或温度较高）时进行“过剩电能储存”,而当电子供给不足（HRT较短、电流较小或温度较低）时,这些“电容器”将放电用于补偿系统中的电子,化学计量学分析表明,在不利条件下沉积于电极生物膜-人工湿地中的S0、Fe S和Fe S2通过电子再利用模式用于NO3--N的去除（贡献率为9.4-31.6%）,对强化系统应对NO3--N负荷波动或低温胁迫的能力具有重要作用。研究完善了自养系统中氮转化作用机制理论,并为城镇污水处理厂尾水深度除磷脱氮开辟了新的技术途径,研究具有重要的理论价值和现实意义。
陈雪琪[9]（2020）在《废水脱硫脱氮工艺效能调控及生物强化策略研究》文中提出我国含硫含氮有机废水的治理需求迫切,而采取反硝化脱硫工艺可以有效去除废水含硫含氮污染物,同时从废水中回收单质硫,而反硝化脱硫反应器内功能微生物类型多、代谢复杂,导致单质硫生成率低而且不稳定,利用生物强化技术可以高效,低成本的解决这些问题。基于此,本课题围绕单质硫生成率,首先考察了不同营养条件下反硝化脱硫系统的运行效能;其次借助高通量测序分析探究不同营养条件下的微生物群落演替规律;最后通过特异性的筛选功能细菌策略及菌株功能鉴定来认知反硝化脱硫系统中的功能微生物,制备固体菌剂,为生物强化技术的工程应用奠定了基础。通过改变反应器运行的营养条件（从自养切换到异养再切换到混养条件）,并在混养条件设置了不同的碳源比例,发现混养条件下更有利于污染物的去除及系统中单质硫的转化,并且最佳有机碳和无机碳浓度为368 mg/L,15.9 mg/L,此时反硝化脱硫系统的单质硫产率远高于其它阶段。在该进水条件下,反硝化脱硫系统对硫化物和硝酸盐实现完全去除,且单质硫的生成率达到60%。16Sr RNA基因Illumina高通量测序结果显示反硝化脱硫系统中的优势菌属共有7种,并且不同营养条件下的优势菌属各有不同,其中在混养环境下Thauera,Arcobacter和Azoarcus为核心优势菌属,分析不同阶段的微生物群落演替规律,发现单质硫生成率的提高总是伴随着Arcobacter丰度的增加,在最佳碳源条件下,丰度达到了50%。对这7种菌属进行分离,鉴定,并对分离后的7株菌株进行脱硫脱氮性能的研究,发现这七株菌都具备脱硫脱氮功能,其中菌株Thauera sp.MZ1T、Arcobacter cloacae str.SW28-13和Azoarcus sp.NSC3脱硫脱氮性能优于其它菌株。通过微生物互作网络图,发现这三种核心菌之间的相关性较弱,且功能相似,极有可能为竞争关系,结合微生物群落演替规律分析,认为Arcobacter cloacae str.SW28-13是反硝化脱硫系统中能够实现碳氮硫高效去除以及高单质硫产率的核心微生物。将Arcobacter cloacae str.SW28-13制成生物强化剂,为之后的工程应用的提供准备。
刘淼[10]（2020）在《A/O工艺处理含硫酸盐废水实验研究》文中研究说明工业废水排放严重污染水资源和海洋环境。厌氧/好氧（A/O）工艺因成本低和处理效率高而广泛用于废水处理。印染废水作为工业废水的重要来源,在其生产及废水预处理中大量使用硫化染料和含硫助剂,使废水含大量硫酸盐,在厌氧系统中硫酸盐还原菌将其还原为硫化物,对A/O工艺造成不利影响。硫酸盐对厌氧系统的影响有较多研究,但对好氧系统的影响鲜有报道。本研究配制含硫酸盐的模拟印染废水,研究硫酸盐在A/O工艺中的还原情况及其对COD和氨氮去除效果的影响规律。首先,设计多种硫酸盐初始浓度的预实验,考察在A/O工艺中促进和抑制COD和氨氮去除对应的硫酸盐浓度及拐点。通过预实验,得到当硫酸盐浓度小于400 mg/L,COD/SO42-在2.25～4.4之间时,硫酸盐对COD和氨氮的去除无抑制作用,在其浓度为200 mg/L,COD/SO42-为4.4时,对厌氧系统中COD和氨氮的去除有促进作用;好氧系统不受影响。当硫酸盐浓度大于400 mg/L,COD/SO42-在0.3～2.25之间时,H2S浓度逐渐增大,对厌氧和好氧系统中COD和氨氮的去除有抑制作用,且在浓度为3000 mg/L时抑制作用最大。基于预实验的结果,改变温度、碱度、pH、ORP、HRT等运行参数,以无硫酸盐条件为参照,研究不同运行参数下硫酸盐还原情况及硫酸盐对COD和氨氮去除促进和抑制作用的影响,得到当无硫酸盐,温度为31℃、进水pH为8.0、进水碱度为700 mg/L、进水ORP为-300 mV、HRT为30 h时,产酸菌、产甲烷菌、厌氧氨氧化菌、硝化细菌和好氧细菌的活性最强,COD和氨氮总去除率最大,分别为91%～93.7%和89.1%～93.1%。硫酸盐浓度为200 mg/L,当温度为34℃、进水pH为8.0、进水碱度为600 mg/L、进水ORP为-300 mV、HRT为24 h时,厌氧系统硫酸盐去除率为86.7%～94.2%,H2S对整个系统无影响,硫酸盐还原菌、产酸菌、产甲烷菌、好氧细菌对有机物及硫酸盐型厌氧氨氧化菌、厌氧氨氧化菌、硝化细菌对NH4+利用率高,COD和氨氮总去除率最大,分别为91.8%～95.5%和89.7%～94.6%,此时硫酸盐对COD和氨氮去除的促进作用最强。硫酸盐浓度为3000 mg/L,当温度为28℃、进水pH为7.5、进水碱度为500 mg/L、进水ORP为-300 mV、HRT为30 h时,厌氧系统硫酸盐去除率为16.6%～24.8%,H2S对A/O工艺毒害作用最小,相应菌种消耗更多有机物和NH4+,进入好氧系统的硫化物消耗溶解氧减少,对好氧细菌和硝化细菌的活性影响最小,COD和氨氮总去除率最大,分别为78.7%～81.2%和71.9%～76.1%,此时硫酸盐对COD和氨氮去除的抑制作用最弱。最后,从菌种及相关生化反应层面分析硫酸盐对A/O工艺COD和氨氮去除影响,认为在厌氧系统中,低浓度硫酸盐促进硫酸盐还原菌和硫酸盐型厌氧氨氧化菌的形成和生长,增加有机物和氨氮的消耗。高浓度硫酸盐因产生大量H2S而抑制COD和氨氮菌群相关蛋白质和酶的形成。在好氧系统中,硫化物浓度小时,溶解氧充足,好氧和硝化细菌的活性不变;高浓度硫化物消耗大量溶解氧而降低硝化和好氧细菌的活性。
二、硫酸盐还原菌在废水处理应用中的研究进展（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、硫酸盐还原菌在废水处理应用中的研究进展（论文提纲范文）
（1）甲烷氧化耦合锑酸盐生物还原机理及影响因素研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 序言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 锑污染现状 |
| 1.1.1 环境中锑的来源及危害 |
| 1.1.2 水体中的锑污染 |
| 1.2 锑的去除方法 |
| 1.2.1 锑的物理化学去除技术 |
| 1.2.2 锑的生物处理技术 |
| 1.2.3 锑酸盐的去除技术 |
| 1.3 甲烷驱动的生物还原过程 |
| 1.3.1 好氧甲烷氧化 |
| 1.3.2 厌氧甲烷氧化 |
| 1.3.3 甲烷氧化耦合重金属氧化物的还原 |
| 1.4 本课题的研究意义和主要内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 甲烷氧化耦合锑酸盐还原的动力学研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与设备 |
| 2.2.2 实验装置设计 |
| 2.2.3 模拟废水的配制 |
| 2.2.4 反应器的运行 |
| 2.2.5 取样与化学分析 |
| 2.2.6 锑酸盐还原产物分离与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 以甲烷为基质的不同浓度锑酸盐的生物还原 |
| 2.3.2 锑酸盐还原产物分离与表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 甲烷氧化耦合锑酸盐还原过程中的微生物学研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与设备 |
| 3.2.2 生物膜采样与DNA提取 |
| 3.2.3 扫描电镜分析 |
| 3.2.4 16S rRNA基因高通量测序分析 |
| 3.2.5 16S rRNA基因以及甲烷氧化基因的定量分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 各阶段功能基因的富集 |
| 3.3.2 厌氧甲烷氧化古菌的富集 |
| 3.3.3 生物膜中细菌的群落结构 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 共存物质对甲烷氧化耦合锑酸盐还原的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与设备 |
| 4.2.2 甲烷基质连续流膜生物膜反应器的搭建与运行 |
| 4.2.3 血清瓶体系构建 |
| 4.2.4 反应动力学分析 |
| 4.2.5 DNA提取与高通量测序 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氧气对锑酸盐还原动力学的影响 |
| 4.3.2 氧气影响锑酸盐还原的微生物机理 |
| 4.3.3 硫酸盐对锑酸盐还原的影响 |
| 4.3.4 苯胺对锑酸盐还原的影响 |
| 4.3.5 共存污染物对锑酸盐还原影响的微生物机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 硕士期间主要成果 |
（2）耐福射奇球菌铀胁迫应激及dsrA基因转化对其铀还原富集性能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略语中英文索引 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 核能发展趋势及铀的来源与危害 |
| 1.2 含铀废水处理的国内外研究现状 |
| 1.3 微生物富集铀的研究现状 |
| 1.3.1 微生物富集铀的方式 |
| 1.3.2 微生物富集铀的共性问题 |
| 1.4 耐辐射奇球菌(DR菌)在铀废水治理中的应用现状 |
| 1.4.1 耐辐射奇球菌直接应用于含铀废水治理现状 |
| 1.4.2 耐辐射基因工程菌在治理铀废水中的应用 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第2章 野生型耐辐射奇球菌对铀富集行为与铀胁迫应激机制研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验菌株及培养条件 |
| 2.2.2 试剂与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 耐辐射奇球菌(DR 菌)的培养 |
| 2.3.2 野生型DR在铀溶液中摇培生长曲线实验 |
| 2.3.3 铀富集率和富集量的计算 |
| 2.3.4 pH值对富集率的影响 |
| 2.3.5 铀初始浓度对富集率的影响 |
| 2.3.6 菌剂投加量对富集率的影响 |
| 2.3.7 DR菌株铀富集中溶液p H值的动态变化 |
| 2.3.8 扫描电镜分析样本制备 |
| 2.3.9 转录组测序样本制备及数据分析 |
| 2.3.10 统计学方法 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 野生型DR菌摇培生长曲线 |
| 2.4.2 初始 pH 值对 DR 菌富集铀的影响 |
| 2.4.3 铀初始浓度对DR菌富集铀的影响 |
| 2.4.4 菌剂投加量对DR菌富集铀的影响 |
| 2.4.5 铀富集过程中溶液 pH 值的动态变化 |
| 2.4.6 形貌表征及元素分析 |
| 2.4.7 转录组测序与数据分析 |
| 2.4.8 铀处理组与对照组中差异基因的聚类分析 |
| 2.4.9 铀溶液处理组与对照组中差异基因的筛选 |
| 2.4.10 部分差异基因功能分析及DR菌铀胁迫应激通路 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 生物表面活性剂功能化修饰DR菌及其对铀的富集性能与机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 耐辐射奇球菌DR菌体的制备 |
| 3.3.2 生物表面活性剂发酵液的制备 |
| 3.3.3 生物表面活性剂功能化修饰耐辐射奇球菌 |
| 3.3.4 铀富集率和富集量的计算 |
| 3.3.5 铀富集实验主要影响因素 |
| 3.3.6 FTIR和SEM样本制备 |
| 3.3.7 表面活化DR铀富集剂BSDR的解析实验 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 不同因素对铀富集效率的影响 |
| 3.4.2 红外光谱(FT-IR)分析BSDR表面基团 |
| 3.4.3 BSDR表面形貌及元素分析结果 |
| 3.4.4 可重用性分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 dsrA基因转化对大肠杆菌铀还原性能的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料及仪器设备 |
| 4.2.1 实验所用菌株、培养条件 |
| 4.2.2 主要试剂与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 菌株的培养 |
| 4.3.2 重组质粒p RADK-dsrA的提取并验证 |
| 4.3.3 重组菌DH5α-dsrA菌落PCR鉴定 |
| 4.3.4 野生型与重组菌DH5α-dsrA摇培生长曲线实验 |
| 4.3.5 铀还原富集率的计算 |
| 4.3.6 铀还原富集的影响因素实验 |
| 4.3.7 铀还原富集效率 |
| 4.3.8 统计学方法 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 dsrA目的基因PCR扩增 |
| 4.4.2 载体p RADK-dsrA的菌落PCR鉴定 |
| 4.4.3 野生型和重组大肠杆菌的生长曲线 |
| 4.4.4 铀富集最佳条件 |
| 4.4.5 铀还原富集效率检测 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 多效基因工程菌Deino-dsrA的构建及其还原富集铀的行为与机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验试剂与仪器 |
| 5.2.1 主要试剂 |
| 5.2.2 主要仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 重组质粒pRADK-dsrA提取并验证 |
| 5.3.2 耐辐射奇球菌感受态细胞的制备 |
| 5.3.3 重组载体pRADK-dsrA的转化与筛选 |
| 5.3.4 重组载体转化DR菌的鉴定 |
| 5.3.5 野生型DR与重组菌Deino-dsrA摇培生长曲线实验 |
| 5.3.6 铀还原富集的影响因素分析实验 |
| 5.3.7 液相色谱与ICP-MS分析样品处理 |
| 5.3.8 FTIR和SEM样本制备 |
| 5.3.9 统计学方法 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 重组质粒p RADK-dsrA的双酶切鉴定 |
| 5.4.2 野生型DR菌与重组菌Deino-dsrA的生长曲线 |
| 5.4.3 铀富集实验 |
| 5.4.4 红外光谱分析 |
| 5.4.5 液相色谱与ICP-MS分析铀离子价态变化 |
| 5.4.6 形貌表征及元素分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 研究工作展望 |
| 参考文献 |
| 综述 DR 菌在生物治理含铀废水中的应用进展 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间所获的科研成果 |
| 项目资助 |
| 致谢 |
（3）铀及铅污染水体微生物矿化还原净化基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 放射性及重金属污染水体修复技术研究现状 |
| 1.3 微生物对铀及伴生重金属的吸附研究 |
| 1.3.1 微生物富集铀及伴生重金属的研究进展 |
| 1.3.2 微生物的功能及作用机理 |
| 1.4 微生物还原铀与影响还原的其他因素 |
| 1.5 本课题来源和主要研究内容 |
| 1.5.1 项目来源 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 创新点和研究意义 |
| 1.6.1 创新点 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 技术路线图 |
| 2 野生型硫酸盐还原菌群的筛选及培育条件研究 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料与试剂 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 野生型混合硫酸盐还原菌的分离筛选 |
| 2.2.2 混合硫酸盐还原菌的鉴定 |
| 2.2.3 混合SRB的最适生长条件研究 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 野生型还原菌群对低放废水中铀的还原基础研究 |
| 引言 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 供试材料与试剂 |
| 3.1.2 主要设备和仪器 |
| 3.1.3 实验设计和处理方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 影响混合菌还原U(VI)的因素 |
| 3.2.2 接种量、温度、pH值对铅离子的还原影响 |
| 3.2.3 Ca~(2+)对铀及铅离子去除的影响 |
| 3.2.4 该混合硫酸盐还原菌对U(VI)的还原效率 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 磷酸盐对铀及铅污染水体的矿化 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料与试剂 |
| 4.1.2 主要仪器与设备 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 黑曲霉溶解羟基磷灰石 |
| 4.2.2 黑曲霉矿化去除铀污染水体中的铀 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（4）一体式硫酸盐和亚硝酸盐同步去除工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含硫含氮废水的来源及危害 |
| 1.2.1 硫酸盐的来源及危害 |
| 1.2.2 亚硝酸盐的来源及危害 |
| 1.3 废水生物脱氮除硫技术研究现状 |
| 1.3.1 生物脱硫技术研究 |
| 1.3.2 生物联合脱硫技术研究 |
| 1.3.3 生物脱氮技术研究 |
| 1.3.4 生物同步脱氮除硫技术研究 |
| 1.4 同步脱氮除硫工艺中生物种间作用的研究 |
| 1.4.1 主要微生物菌群 |
| 1.4.2 硫酸盐还原菌与产甲烷菌的竞争 |
| 1.4.3 硫酸盐还原菌与异养反硝化菌的竞争 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 实验流程 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 一体式生物脱氮除硫工艺 |
| 2.2.2 微生物群落结构分析 |
| 2.2.3 硫酸盐还原菌和异养反硝化菌的相互作用机制分析 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.3.1 厌氧升流式反应器 |
| 2.3.2 完全混合式反应器 |
| 2.4 污泥驯化与水质 |
| 2.4.1 厌氧升流式反应器接种污泥及水质 |
| 2.4.2 完全混合式反应器接种污泥及水质 |
| 2.5 物化分析方法 |
| 2.6 微生物多样性分析方法 |
| 2.6.1 活性污泥样本采集 |
| 2.6.2 活性污泥总DNA提取以及PCR纯化扩增 |
| 2.6.3 16s rDNA文库制备和高通量测序 |
| 2.6.4 序列分析 |
| 3 硫酸盐和亚硝酸盐同步脱除特征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 反应系统的启动 |
| 3.3 HRT对反应器运行效能的影响 |
| 3.3.1 污染物质的去除 |
| 3.3.2 单质硫的生成 |
| 3.4 碳源对反应器运行效能的影响 |
| 3.4.1 污染物质的去除 |
| 3.4.2 单质硫的生成 |
| 3.5 有机碳浓度对反应器运行效能的影响 |
| 3.5.1 污染物质的去除 |
| 3.5.2 单质硫的生成 |
| 3.6 微生物群落特征 |
| 3.6.1 微生物丰度及相似性 |
| 3.6.2 微生物的菌种组成 |
| 3.6.3 微生物中功能菌属 |
| 3.7 硫酸盐和亚硝酸盐一体式脱除机制 |
| 3.7.1 反应系统内微生物分布特点 |
| 3.7.2 反应系统内硫、氮、碳代谢机理 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 硫酸盐还原菌与反硝化菌相互作用规律分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 污泥驯化 |
| 4.2.1 硫酸盐还原活性污泥的驯化 |
| 4.2.2 异养反硝化活性污泥的驯化 |
| 4.3 S/N对相互作用的影响 |
| 4.4 有机碳浓度对相互作用的影响 |
| 4.5 硫化物浓度对相互作用的影响 |
| 4.6 氨根离子对相互作用的影响 |
| 4.7 亚铁离子对相互作用的影响 |
| 4.8 进水盐度对相互作用的影响 |
| 4.9 硫酸盐还原菌与反硝化菌相互作用机制探讨 |
| 4.9.1 硫酸盐还原菌与异养反硝化菌对基质的竞争 |
| 4.9.2 亚硝酸盐对硫酸盐还原菌的抑制作用 |
| 4.9.3 硫酸盐还原菌与异养反硝化菌的耐盐性 |
| 4.9.4 系统内的厌氧硫循环 |
| 4.10 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（5）植物酸化油废水厌氧生化法处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 植物酸化油废水简介 |
| 1.1.1 植物酸化油废水的来源及污染特性 |
| 1.1.2 植物酸化油废水的危害 |
| 1.2 植物酸化油废水处理研究进展 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生化法 |
| 1.2.3 高级氧化法 |
| 1.3 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.3.1 含长链脂肪酸废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.3.2 含长链脂肪酸废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.4 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术原理及研究进展 |
| 1.4.1 含硫酸盐有机废水厌氧有机物降解原理 |
| 1.4.2 含硫酸盐有机废水厌氧处理技术研究进展 |
| 1.5 课题研究的意义及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究的意义 |
| 1.5.2 课题研究的内容 |
| 1.5.3 课题研究的技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验原水与接种污泥 |
| 2.2.1 试验原水 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.3 试验使用仪器与试剂 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 水质分析方法 |
| 2.4.2 污泥分析方法 |
| 2.5 动力学模型的研究方法 |
| 2.5.1 动力学模型的建立 |
| 2.5.2 动力学模型的分析 |
| 第三章 植物酸化油废水厌氧反应器启动研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 试验用水水质 |
| 3.2.2 试验过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 低负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.2 高负荷启动厌氧反应器效能研究 |
| 3.3.3 两种厌氧反应器启动方式对比研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 植物酸化油废水厌氧生化处理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 中和絮凝预处理 |
| 4.2.2 厌氧生物处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 物化预处理的研究 |
| 4.3.2 pH、硫化物及VFAs的研究 |
| 4.3.3 COD变化及COD去除率的研究 |
| 4.3.4 初始pH-废水停留时间-COD去除率的数学模型的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物酸化油废水厌氧基质降解动力学研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 抑制动力学模型 |
| 5.2.2 动力学试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 动力学试验结果的研究 |
| 5.3.2 基质快速降解期的动力学模型的研究 |
| 5.3.3 抑制期的动力学模型的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）酸性矿山废水与选矿废水协同生化处理及重金属回收工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 酸性矿山废水处理现状 |
| 1.2.1 酸性矿山废水来源及污染特征 |
| 1.2.2 酸性矿山废水危害 |
| 1.2.3 酸性矿山废水处理技术 |
| 1.2.4 SRB法处理AMD研究进展 |
| 1.3 选矿废水处理现状 |
| 1.3.1 选矿废水来源及污染特征 |
| 1.3.2 选矿矿山废水危害 |
| 1.3.3 选矿矿山废水处理技术 |
| 1.4 课题研究意义及主要内容 |
| 1.4.1 课题研究意义 |
| 1.4.2 课题研究主要内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验废水来源与水质 |
| 2.2 实验仪器与药剂 |
| 2.2.1 主要实验仪器 |
| 2.2.2 主要实验药剂 |
| 2.3 主要分析项目与测试方法 |
| 2.3.1 pH的测定 |
| 2.3.2 氧化还原电位的测定 |
| 2.3.3 S~(2-)的测定 |
| 2.3.4 CODCr的测定 |
| 2.3.5 BOD5的测定 |
| 2.3.6 H_2S的测定 |
| 2.3.7 溶解有机碳的测定 |
| 2.3.8 SO_4~(2-)的测定 |
| 第三章 选矿废水生物降解性评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 选矿废水生物降解性评价 |
| 3.3.1 BOD5/COD法 |
| 3.3.2 振荡培养法 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 酸性矿山废水与选矿废水协同生化处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究内容 |
| 4.3 酸性矿山废水与选矿废水混合实验 |
| 4.4 SRB的培养 |
| 4.5 批式实验 |
| 4.5.1 实验步骤与方法 |
| 4.5.2 pH、ORP、DOC和 SO_4~(2-)变化 |
| 4.5.3 重金属变化 |
| 4.6 连续流实验 |
| 4.6.1 实验装置与方法 |
| 4.6.2 实验结果与分析 |
| 4.7 微生物群落分析 |
| 4.7.1 微生物群落多样性 |
| 4.7.2 微生物群落结构 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 联合处理中试及重金属回收工艺研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究内容 |
| 5.3 实验装置 |
| 5.4 联合处理中试实验 |
| 5.4.1 实验方法 |
| 5.4.2 p H、ORP、DOC和 SO_4~(2-)变化 |
| 5.4.3 重金属浓度变化 |
| 5.5 重金属回收工艺 |
| 5.5.1 实验方法 |
| 5.5.2 pH梯度实验 |
| 5.5.3 进水C/S比优化实验 |
| 5.5.4 厌氧HRT优化 |
| 5.5.5 重金属去除 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）硫酸盐还原菌包覆矿石控制酸性废水排放及碳源的优选研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 江西铜矿业 |
| 1.1.1 铜矿业现状 |
| 1.1.2 矿业污染 |
| 1.2 酸性矿山废水 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的形成 |
| 1.2.2 酸性矿山废水的危害 |
| 1.3 酸性矿山废水的处理 |
| 1.3.1 酸碱中和法 |
| 1.3.2 离子交换法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 人工湿地法 |
| 1.3.5 化学淋洗法 |
| 1.3.6 生物法 |
| 1.4 硫酸盐还原菌法处理酸性矿山废水 |
| 1.4.1 硫酸盐还原菌 |
| 1.4.2 硫酸盐还原菌的纯化培养 |
| 1.4.3 影响硫酸盐还原菌生长的因素 |
| 1.4.4 硫酸盐还原菌处理酸性矿山废水原理 |
| 1.5 本课题的研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 拟采用的技术路线 |
| 第2章 硫酸还原菌的富集、纯化和鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验菌种 |
| 2.1.3 实验培养基 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 菌种的富集 |
| 2.2.2 菌种的提纯 |
| 2.2.3 菌株的形态鉴定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 菌种的富集 |
| 2.3.2 菌种的纯化 |
| 2.3.3 菌种的形态和存在鉴定 |
| 2.4 讨论与小结 |
| 第3章 SRB在不同条件和碳源下的生长状况 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 菌种和培养基 |
| 3.1.2 实验试剂与设备 |
| 3.1.3 实验分析方法 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 生长曲线的测定 |
| 3.2.2 温度对SRB生长的影响 |
| 3.2.3 不同pH作用下SRB的生长状况 |
| 3.2.4 不同初始硫酸盐浓度下SRB的生长状况 |
| 3.2.5 不同碳源作用下SRB的生长状况 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生长曲线的测定 |
| 3.3.2 不同温度对SRB生长状况的影响 |
| 3.3.3 不同pH值作用下对SRB生长状况的影响 |
| 3.3.4 不同初始硫酸盐浓度作用下SRB的生长状况 |
| 3.3.5 不同碳源作用下对SRB生长状况的影响 |
| 3.4 小结与讨论 |
| 第4章 模拟废弃矿石堆积环境下的修复实验的风化淋溶模拟 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 菌种和培养基 |
| 4.1.2 试剂和仪器 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 淋溶液中硫酸盐、pH的变化量 |
| 4.2.2 矿石表面的挂膜形态变化 |
| 4.2.3 生物群落结构变化 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 淋溶液淋溶液pH值和硫酸盐浓度的变化 |
| 4.3.2 矿石表面生物膜SEM分析及群落结构分析 |
| 4.3.3 生物群落结构变化 |
| 4.4 小结与讨论 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）硫循环调控电极生物膜-人工湿地电子转移及脱氮路径研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水处理厂尾水深度脱氮除磷技术研究进展 |
| 1.2.1 污水处理厂尾水深度脱氮技术研究进展 |
| 1.2.2 污水处理厂尾水深度除磷技术研究进展 |
| 1.3 生物脱氮过程中N_2O产生的研究进展 |
| 1.3.1 N_2O的温室气体效应 |
| 1.3.2 反硝化过程中N_2O的产生机制及特征 |
| 1.4 电极生物膜-人工湿地中氮、硫转化关系的研究进展 |
| 1.5 问题的提出、研究目的和内容 |
| 1.5.1 问题的提出 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 试验水质 |
| 2.2 分析项目及测试方法 |
| 2.2.1 水质指标分析 |
| 2.2.2 溶解性N_2O测试方法 |
| 2.2.3 SEM-EDS测试方法 |
| 2.2.4 固态还原态硫检测方法 |
| 2.2.5 硫自养反硝化活性分析 |
| 2.2.6 荧光定量PCR |
| 2.2.7 16S rDNA测序及分析方法 |
| 2.2.8 宏基因组测序及分析方法 |
| 2.3 测试仪器 |
| 3 电极生物膜-垂直流人工湿地的构建及其微生物群落演替 |
| 3.1 水流流向对构建系统(E-VFCWS)效能的影响 |
| 3.1.1 试验材料与方法 |
| 3.1.2 试验结果与分析 |
| 3.2 接种污泥对构建系统(E-VFCWS)效能的影响 |
| 3.2.1 试验材料与方法 |
| 3.2.2 试验结果与分析 |
| 3.3 E-VFCWS系统构建过程中微生物群落结构演替 |
| 3.3.1 试验材料与方法 |
| 3.3.2 E-VFCWs系统构建过程中物种组成及微生物学作用机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电极生物膜-垂直流人工湿地除磷脱氮效能及作用机制研究 |
| 4.1 E-VFCWS系统除磷效能、作用机理及动力学研究 |
| 4.1.1 HRT对E-VFCWs系统除磷效能的影响 |
| 4.1.2 电流密度对E-VFCWs系统除磷效能的影响 |
| 4.1.3 低温条件下E-VFCWs系统除磷效能 |
| 4.1.4 E-VFCWs阳极的除磷路径 |
| 4.1.5 阳极铁填料床的除磷动力学特征 |
| 4.2 E-VFCWS系统脱氮效能的影响因素 |
| 4.2.1 HRT对E-VFCWs系统脱氮效能的影响 |
| 4.2.2 电流密度对E-VFCWs系统脱氮效能的影响 |
| 4.2.3 低温条件下E-VFCWs系统脱氮效能 |
| 4.3 E-VFCWS系统铁、硫转化规律 |
| 4.3.1 E-VFCWs系统的铁生成规律 |
| 4.3.2 E-VFCWs系统的硫转化规律 |
| 4.4 E-VFCW系统中沿程氮、硫转化规律 |
| 4.5 E-VFCW系统溶解性N_2O积累及作用机制 |
| 4.6 E-VFCWS系统物种组成及微生物学作用机制 |
| 4.7 硫循环调控E-VFCWS系统电子转移及氮转化模式 |
| 4.7.1 E-HFCWs系统沉积还原态硫的识别 |
| 4.7.2 沉积的还原态硫用于硫自养反硝化的可行性 |
| 4.7.3 硫循环过程中电子储存和电子再利用模式及氮转化途径 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 宏基因组揭示电极生物膜-水平流人工湿地氮硫碳代谢过程 |
| 5.1 E-HFCWS系统除磷效能及其作用机理 |
| 5.1.1 E-HFCWs系统除磷效能 |
| 5.1.2 E-HFCWs阳极的除磷路径 |
| 5.2 S/N比对电极生物膜-水平流人工湿地脱氮效能的影响 |
| 5.2.1 不同S/N比条件下E-HFCWs系统应对电流变化的脱氮稳定性 |
| 5.2.2 不同S/N比条件下E-HFCWs系统应对HRT变化的脱氮稳定性 |
| 5.3 S/N比对E-HFCWS系统中硫循环调控氮转化机制的影响 |
| 5.3.1 不同S/N比 E-HFCWs系统硫转化规律 |
| 5.3.2 E-HFCWs系统沉积还原态硫的识别 |
| 5.3.3 沉积的还原态硫用于E-HFCWs中硫自养反硝化的可行性 |
| 5.4 S/N比对E-HFCW系统溶解性N_2O积累的影响 |
| 5.5 E-HFCWS系统微生物群落结构演替与代谢过程 |
| 5.5.1 E-HFCWs阴极物种多样性 |
| 5.5.2 宏基因组揭示E-HFCWs阴极中氮硫碳代谢过程 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读博士学位期间参加的主要科研项目 |
| C.作者在攻读博士学位期间参加的主要学术会议 |
| D.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（9）废水脱硫脱氮工艺效能调控及生物强化策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含硫含氮有机废水的来源、水质特征与危害 |
| 1.2 废水脱硫脱氮生物处理技术 |
| 1.2.1 含氮废水生物技术研究进展 |
| 1.2.2 含硫废水生物技术研究进展 |
| 1.3 废水生物同步反硝化脱硫技术的产生与研究进展 |
| 1.3.1 自养反硝化脱硫工艺 |
| 1.3.2 混养反硝化脱硫工艺 |
| 1.3.3 反硝化脱硫微生物研究及未来发展趋势 |
| 1.4 生物强化在污水处理中的应用 |
| 1.4.1 生物强化技术的作用机制 |
| 1.4.2 生物强化技术的应用 |
| 1.5 本课题研究的目的与内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究的目的和意义 |
| 1.5.3 本课题主要研究内容 |
| 1.5.4 技术路线图 |
| 第2章 材料方法 |
| 2.1 实验方案 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 污泥来源 |
| 2.3.2 培养基 |
| 2.3.3 实验药品 |
| 2.3.4 实验仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 常规指标及分析方法 |
| 2.4.2 微生物群落分析方法 |
| 2.4.3 RNA提取和反转录定量PCR |
| 2.4.4 菌株的分离和鉴定 |
| 2.4.5 菌株的形态观察方法 |
| 2.4.6 菌株的碳氮硫去除性能研究方法 |
| 第3章 不同营养条件下废水碳氮硫同步去除效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同营养条件对碳氮硫去除效果研究 |
| 3.2.1 乙酸盐和无机碳去除效果研究 |
| 3.2.2 硫化物去除及单质硫转化效果研究 |
| 3.2.3 硝酸盐去除效果研究 |
| 3.3 不同营养条件下功能基因的表达差异分析 |
| 3.3.1 碳代谢功能基因活性研究 |
| 3.3.2 反硝化功能基因活性研究 |
| 3.3.3 硫氧化功能基因活性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 不同营养条件下废水脱硫脱氮过程中核心微生物的识别 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同营养条件下废水脱硫脱氮系统中微生物群落结构差异性分析 |
| 4.3 不同营养条件下废水脱硫脱氮系统中微生物群落演替规律分析 |
| 4.4 不同营养条件下废水脱硫脱氮系统中微生物群落多样性差异分析 |
| 4.5 微生物群落与环境因子关联分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 废水脱硫脱氮过程核心功能微生物的确认及强化菌剂制备 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 核心功能微生物的分离及脱硫脱氮性能研究 |
| 5.2.1 核心功能微生物的分离及生理生化特性 |
| 5.2.2 核心功能微生物的脱氮脱硫效能 |
| 5.3 核心功能微生物的网络互作关系 |
| 5.4 菌剂的制备及应用前景分析 |
| 5.4.1 菌剂的制备及投加策略 |
| 5.4.2 环境影响评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）A/O工艺处理含硫酸盐废水实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 工业废水来源和危害 |
| 1.2 工业废水处理方法 |
| 1.2.1 物理处理法 |
| 1.2.2 化学处理法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.3 A/O工艺概述 |
| 1.4 含硫酸盐废水研究现状 |
| 1.4.1 印染废水中硫酸盐来源 |
| 1.4.2 废水中硫酸盐对厌氧系统影响 |
| 1.4.3 硫酸盐还原菌概述 |
| 1.4.4 硫酸盐还原菌处理含硫酸盐废水的相关工艺 |
| 1.4.5 影响硫酸盐还原菌的因素 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验与材料 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 主要检测项目 |
| 2.2.2 细菌细胞内硫化物检测方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 3 A/O工艺处理含硫酸盐废水预实验 |
| 3.1 硫酸盐浓度及COD/SO_4~(2-)对硫酸盐还原效果的影响 |
| 3.2 硫酸盐浓度对COD处理效果的影响 |
| 3.3 硫酸盐浓度对氨氮处理效果的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 A/O工艺运行参数对含硫酸盐废水COD去除的影响 |
| 4.1 温度对COD处理效果的影响 |
| 4.2 pH对COD处理效果的影响 |
| 4.3 碱度对COD处理效果的影响 |
| 4.4 ORP对COD处理效果的影响 |
| 4.5 HRT对COD处理效果的影响 |
| 4.6 小结 |
| 5 A/O工艺运行参数对含硫酸盐废水氨氮去除的影响 |
| 5.1 温度对氨氮处理效果的影响 |
| 5.2 pH对氨氮处理效果的影响 |
| 5.3 碱度对氨氮处理效果的影响 |
| 5.4 ORP对氨氮处理效果的影响 |
| 5.5 HRT对氨氮处理效果的影响 |
| 5.6 小结 |
| 6 废水中硫酸盐对A/O工艺作用机理分析 |
| 6.1 硫酸盐对厌氧系统COD和氨氮去除的影响机理 |
| 6.2 硫酸盐对好氧系统COD和氨氮去除的影响机理 |
| 6.3 小结 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
四、硫酸盐还原菌在废水处理应用中的研究进展（论文参考文献）
- [1]甲烷氧化耦合锑酸盐生物还原机理及影响因素研究[D]. 董秋仪. 浙江大学, 2021(09)
- [2]耐福射奇球菌铀胁迫应激及dsrA基因转化对其铀还原富集性能的影响[D]. 肖方竹. 南华大学, 2020
- [3]铀及铅污染水体微生物矿化还原净化基础研究[D]. 蒲佳洪. 西南科技大学, 2020(08)
- [4]一体式硫酸盐和亚硝酸盐同步去除工艺研究[D]. 宋振赫. 大连海事大学, 2020(01)
- [5]植物酸化油废水厌氧生化法处理研究[D]. 龙琦. 华南理工大学, 2020(02)
- [6]酸性矿山废水与选矿废水协同生化处理及重金属回收工艺研究[D]. 张杰. 华南理工大学, 2020(02)
- [7]硫酸盐还原菌包覆矿石控制酸性废水排放及碳源的优选研究[D]. 戴祥昕. 南昌大学, 2020(01)
- [8]硫循环调控电极生物膜-人工湿地电子转移及脱氮路径研究[D]. 王颖慕. 重庆大学, 2020
- [9]废水脱硫脱氮工艺效能调控及生物强化策略研究[D]. 陈雪琪. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [10]A/O工艺处理含硫酸盐废水实验研究[D]. 刘淼. 大连海事大学, 2020(01)