一、以稻壳为载体培养高效丙烯腈降解菌（论文文献综述）
柳福丹[1]（2021）在《角质酶CutE对聚己内酯和聚丁二酸丁二醇酯的生物降解研究》文中研究表明角质酶是一种多功能酶,对多种可溶性酯、不溶性甘油三酯、天然聚酯、合成聚酯等具有降解和表面修饰的作用,在食品、化学、环保等领域具有巨大的应用潜力。近年来人们发现有些角质酶对人工合成的高分子聚酯具有降解作用,但具体的降解机制尚不明确,单结构域的角质酶如何与固相聚酯材料相结合目前还鲜有报道。本论文选取来源于茄病镰刀菌（F.solani pisi）的模式角质酶CutE,将其在毕氏酵母GS115中进行了异源表达,研究了纯酶组分对聚己内酯（PCL）和聚丁二酸丁二醇酯（PBS）两种人工高分子聚酯的降解特性及降解过程;同时利用定点突变技术研究了角质酶CutE与固相聚酯底物进行吸附及分子链结合的分子基础。具体研究结果如下:（1）角质酶CutE的表达纯化及性质研究利用基因合成技术获得F.solani pisi的角质酶基因,并在巴斯德毕赤酵母GS115中进行异源表达,通过亲和层析纯化得到纯酶组分,分子量约25 k Da,经检测该重组酶对PCL和PBS聚酯具有降解活性。分别以两种聚酯作为底物,测定了CutE的酶学性质,结果显示,其最适酶反应温度为50℃,在4℃～40℃范围内具有较好的热稳定性;最适酶反应p H值为9.0,对应的缓冲体系为Tris-HCl缓冲液,在p H 3.0～11.0范围内非常稳定。低浓度下的金属离子Mn2+和Ca2+促进酶与底物结合,K+和Na+在酶与底物结合过程中无明显作用,而Zn2+和Co2+对酶降解PBS具明显的抑制作用,但对其降解PCL的活性影响并不显着;有机试剂Tween-80和Triton X-100对酶有明显抑制作用,甲醇和乙醇仅在高浓度下具一定的抑制作用。利用质谱技术对角质酶CutE降解聚酯的产物进行了分析,结果显示PCL的酶解产物主要为羟基己酸单体和二聚体,PBS的主要酶解产物为丁二酸-丁二醇和一些低聚物,其中包括二聚体,三聚体,四聚体等,这些产物均为有醇端基的低聚物。（2）角质酶CutE对固相材料的降解过程研究角质酶CutE在降解PBS和PCL固相底物速率上存在明显差异,结果显示,在相同酶浓度下,角质酶CutE降解PCL薄膜的速率远大于降解PBS薄膜的速率。同时利用扫描电子显微镜（SEM）、差式扫描量热仪（DSC）和热重仪（TGA）对薄膜的降解过程进行了研究。结果显示,随降解率的增加,薄膜逐渐被酶解,表面结构逐渐被破坏,稳定性逐渐下降,聚酯结晶度出现先上升后下降的趋势,说明酶优先降解了非晶区,使结晶区暴露,结晶度的增加限制聚合物链的运动,进而降解结晶区,使整体结晶度下降。同时还发现角质酶CutE对PBS和PCL两种薄膜的降解遵循不同的降解模式,对PBS的降解以表面侵蚀型为主,而对于PCL则遵循逐层降解模式。（3）角质酶CutE吸附及结合聚酯底物的结构基础研究通过对角质酶CutE结构进行分析,选取了可能与其底物结合相关的Loop I区域进行研究,基于氨基酸疏水性和空间结构,采用定点突变技术构建了8个突变体,检测其对固相薄膜的吸附作用,同时测定其对可溶性短链底物和悬浊性长链底物的结合与催化能力。吸附结果显示,突变体L176A,V177A,L182A,I183A,V184A和L189A对PBS和PCL薄膜的吸附率降低,说明酶通过氨基酸的疏水作用吸附到固相聚酯材料表面,其中177位和189位氨基酸对吸附作用的影响最为显着,同时这两个氨基酸与活性中心邻近,推测其利用自身的疏水性将酶的活性中心锚定在最接近底物表面的位置,有利于酶对底物催化作用的发生。角质酶与可溶性短链底物的结合结果表明,突变体N172A,T173A,L176A,V177A,L182A,I183A和V184A,Km值与野生型相比均降低,仅L189A的Km值与野生型相比升高,对p NP底物的亲和力明显降低。比较Km值的变化,说明177位、182位、183位和189位在酶与可溶性短链底物结合过程中发挥作用,其中189位由于邻近活性中心,在酶与p NP底物结合过程中发挥重要作用。角质酶与悬浊性长链底物结合结果表明,突变体L176A,V177A,L182A,I183A和V184A,对PBS和PCL底物的亲和力均有不同程度的增加,其中177位和184位对PCL底物的亲和力明显升高;突变体L189A和N172A,对PBS底物的亲和力上升,但对PCL底物的亲和力明显下降。说明172位、177位、184位和189位氨基酸可能是影响分子链进入活性口袋的关键位点,这可能与氨基酸位置、结构及底物结构有关。同时还发现同一位置的氨基酸在酶与不同结构的底物相互作用过程中,所起的作用也存在差异。
惠劭华[2]（2020）在《静电纺丝制备氧化铝基纤维类芬顿催化剂降解双酚A研究》文中指出近年来,随着化工及制造业的飞速发展越来越多的有机化合物被应用于工业生产当中,有机化合物的存在对人类的健康和环境产生了严重的影响。因此,探究能够高效降解有机污染物且操作简便、低成本的处理方式,成为近年来环境领域的研究热点。芬顿氧化法作为一种常用的高级氧化法,具有较强的氧化降解能力,但传统芬顿氧化法对反应p H要求严格,且铁离子难以回收容易产生大量铁泥。针对这一特点,本文通过静电纺丝法制备了氧化铝基纤维类芬顿催化剂,并研究了其类芬顿氧化降解有机污染物的过程与机理,本论文的主要研究工作和成果如下:（1）探究了氧化铝纤维纺丝前驱体中溶胶组成对纤维的影响。通过静电纺丝法制备了具有一维纳米结构的介孔氧化铝纤维,研究了溶胶中铝形态对纤维比表面积和孔体积的影响。在最佳溶胶组成的条件下,制备出了具有较高比表面积和均一介孔结构的介孔氧化铝纤维,实验结果表明,该氧化铝纤维比表面积高达282.91 m2·g-1和最大的平衡吸附量1 356 mg·g-1,将该高比表面积的氧化铝纤维作为异相类芬顿催化剂载体能够保证催化剂具有较多的活性位点和较高的催化活性。（2）在制备的介孔氧化铝研究基础上,将活性物种Cu引入纺丝前驱中,制备了Cu/Al2O3纤维类芬顿催化剂。表征结果表明,Cu/Al2O3纤维类芬顿催化剂为一维纳米纤维状,介孔氧化铝纤维直径均在300 nm左右,在纤维表面含有大量由于煅烧产生的均匀的孔结构。其中,煅烧后的氧化铝为稳定的γ-Al2O3晶型,Cu以取代Al的形式进入γ-Al2O3晶体中形成Cu-O-Al键,使得Cu/Al2O3纤维催化剂更加稳定。条件实验结果表明,最佳条件时,反应60 min双酚A（bisphenol A,BPA）降解效率为94.84%。ESR和淬灭实验结果表明,羟基自由基（·OH）、超氧自由基(O2·-)和单线态氧（1O2）为主要活性自由基,对BPA起到氧化降解作用。（3）通过静电纺丝法制备了柔性Pt/Al2O3纤维膜催化剂,研究了其活化过一硫酸盐氧化降解BPA的过程与机制。探究了过一硫酸盐（PMS）浓度、初始p H值、纤维膜投加量以及BPA初始浓度对降解效果的影响,结果表明:Pt/Al2O3纤维膜催化剂对PMS具有较强的活化作用,最佳条件下,BPA在20 min内即可完全去除。通过ESR以及淬灭实验对BPA降解机理分析发现:BPA的降解不同于传统的自由基催化氧化过程,该体系通过在BPA-Pt/Al2O3-PMS之间的电子传递实现对PMS的分解以及BPA的高效去除。
袁鑫[3]（2019）在《固定化微生物强化工业废水处理的研究》文中认为工业废水对生态环境和人们的健康有长期潜在的威胁。生物处理单元由于在技术、成本、运行效果和管理等方面有诸多优点成为工业废水处理中的重要环节,尤其是随着微生物固定化技术的发展,该技术用于处理多种工业废水逐渐引起人们的关注。采用传统的活性污泥法时,常因为废水水质水量复杂多变、可生化性低且伴有生物毒性等原因,导致出水水质不稳定,而随着微生物固定化技术的发展,工业废水的处理拥有了新的方向。固定化载体的选择是该技术成功实现的重要环节,传统载体在结构性能方面存在的一些问题阻碍了该技术在工业废水处理中的应用,因此寻求一种生物相容性好,可吸附,比表面积大,挂膜速度快,物理性能优异的载体材料非常重要。氧化石墨烯由于其特殊的性能被广泛研究,同时考虑到载体的生物相容性和传质性能,本实验选择天然载体材料及氧化石墨烯材料来制备固定化载体。本文使用海藻酸钠和氧化石墨烯制备气凝胶载体,同时利用实验室现有的异养硝化真菌Penicillium sp.L1制备并优化菌丝球,考察了两种载体固定化微生物处理废水的性能和影响因素,不仅为微生物固定化载体提供了新的选择,也为工业废水的处理积累了经验。以Penicillium sp.L1为研究对象,制备并优化L1菌丝球。实验结果表明:（1）最佳优化条件为pH=7、接种量为60颗、再培养时间为3 d。优化后的L1菌丝球有规则的网状结构和均匀、发达的网孔,菌丝体结构粗壮完整。（2）菌丝球固定化系统（IS-MP）在模拟废水中有更高的氨氮降解速率（12 h的氨氮降解率:实验组85.67%;对照组69.19%）,降解优势在混合废水中更加突出。（3）在摇瓶中以2:1（模拟废水:焦化废水）的比例配制混合废水研究IS-MP对焦化废水的处理能力,实验结果表明,IS-MP的处理效果优于游离细菌。（4）IS-MP的最佳接种量为90颗。使用氧化石墨烯（GO）和海藻酸钠（SA）制备并优化GO-SA载体,并对其性能进行相关研究。实验结果表明:（1）GO-SA最佳配比为1:10,提高GO含量可以有效的提高载体的强度,同时也略微提高负载微生物后的水处理效果。（2）GO-SA载体的密度为0.97 g/cm3,比表面积约14.41m2/g,在结构上多孔、堆叠、粗糙,有良好的微生物吸附附着能力和生物相容性。（3）GO-SA载体对氨氮的吸附符合准二级动力学方程和Freundlich等温模型（1/n=1.767）。吸附量和吸附率随初始氨氮浓度的升高而增大。（4）在模拟废水中,氧化石墨烯/海藻酸钠固定化系统（IS-GO/SA）在低温时拥有比游离细胞更高的微生物生长速率和污染物去除速率,同时对废水中pH的改变也有一定的缓冲能力。（5）在摇瓶中以2:1（模拟废水:焦化废水）的比例配制混合废水研究IS-GO/SA对焦化废水的处理能力,实验结果表明,IS-GO/SA的处理效果优于游离细菌,且与IS-MP相比也有较大优势。（6）GO-SA具有一定脱除废水色度的能力,并能在恶劣环境中为微生物提供更多的保障。（7）IS-GO/SA的最佳接种量为15个。使用GO-SA载体固定化混合菌群FG-06,在移动床膜生物反应器（MBBR）中研究对混合废水的处理效果。实验结果表明:（1）环境温度降低会导致COD去除率下降,曝气量的增加会显着提高反应器的氨氮降解率,进水水质显着影响着反应器对废水中各污染物的去除率。（2）在同等条件下,IS-GO/SA出水明显优于活性污泥系统（ASS）。（3）仅生物处理单元,反应器总体的氨氮和COD去除效果不理想,苯酚保持99%以上的去除率。（4）IS-GO/SA在最佳条件下氨氮降解率为97.1%,COD去除率为91.9%。
李兴强[4]（2018）在《脱氮生物填料模块运行启动和处理功效》文中认为近年来,河道水体等地表水被氮污染出现黑臭现象,现行方案脱除效率低、运行启动慢;城镇污水处理厂二级处理尾水中硝酸盐含量较高,难以满足提标改造的排放要求。本研究针对上述问题中的脱氮需求,以填料为主体设计、构建模块化的装备,用于处理微污染河水或污水厂尾水。研究同步硝化反硝化、固态缓释碳源脱氮工艺的可行性和模块化设备的优化。构建聚氨酯生物填料、水生植物和底泥一体的模块系统,处理模拟河道微污染水。预先采用城镇污水处理厂活性污泥对聚氨酯生物填料进行浸没装填,能快速实现处理模块的启动。通过分阶段的连续流运行处理模拟黑臭水体,CODMn可以从10-25 mg/L降到4-6 mg/L,NH4+-N从5-9 mg/L降到0-0.5 mg/L,TN从5-10 mg/L降到0.5-2.0 mg/L,处理率分别达75%、97%、80%,实现了同步硝化反硝化脱氮。水生植物在聚氨酯生物填料基质上生长正常,底泥中的微型动物实现了污泥的减量。以聚氨酯生物填料为载体、丝瓜络为固体缓释碳源构建反硝化脱氮模块系统,处理模拟污水厂硝酸盐尾水。预先采用城镇污水处理厂活性污泥对填料进行浸没装填,对比试验丝瓜络、复合填料和聚氨酯填料,丝瓜络固体缓释碳源能实现反硝化除氮,硝酸盐氮去除率最高可达76%,出水NO3--N低至3mg/L,丝瓜络有轻微的COD析出情况。优化处理过程并提高负荷,系统在3天后就能稳定处理硝酸盐氮,最佳去除率可达62.4%,出水NO3--N含量低于4 mg/L;COD析出的问题得到解决,出水CODMn基本低于1mg/L。通过该模块实现固体缓释碳源反硝化脱氮,罐体的特殊设计运行灵活、排泥简便、可防堵塞。
王建凤[5]（2018）在《玉米醇溶蛋白复合材料的制备及其性能研究》文中进行了进一步梳理油污染是众多环境污染中重要的一类问题,有效解决油污染,既能防治环境污染,又能使能源循环使用,因此,吸油材料受到关注。目前,吸油材料以合成高分子为主,而难以降解的合成高分子容易引起二次污染。玉米醇溶蛋白（Zein）是一种来源丰富、低廉的天然高分子,以氨基酸为基元的植物蛋白,具有生物相容性、生物可降解性等优点。本文以Zein为原料,分别与生物相容的聚乙烯醇（PVA）、多糖类天然高分子海藻酸钠（SA）复合,制备了具有特殊浸润性的多孔吸油材料ZePSiFeGel和ZSSiOsp;与纳米SiO2复合制备了复合膜（Z/nSi）。考察了最佳制备条件,采用傅里叶红外光谱（FT-IR）、热重分析（TG）、X射线衍射（XRD）和扫描电镜（SEM）等对三种复合材料的结构与形貌进行了表征,采用接触角测试仪对吸油材料的表面进行了测试,并分别研究了吸油材料的吸油性能和油水分离性能及复合膜的药物释放性能。论文主要包括如下几部分:第1章,首先介绍了废弃天然高分子的再利用,包括废弃天然高分子的来源和功能化再利用;其次,根据来源不同,分别从合成高分子和天然高分子两个方面总结了高分子吸油材料的主要类型,并对废弃天然高分子吸油材料进行了阐述。指出目前吸油材料多为合成高分子,其吸油性能优异且稳定;天然高分子吸油材料包括以废弃天然高分子为原料制备的吸油材料,虽然也有一些报道,但仍存在一些问题如吸油效率低、吸油后难分离等,因此天然高分子吸油材料仍有很大的研究价值和空间。第2章,疏水性Zein基复合凝胶的制备及其吸油性能,是以Zein、PVA为原料,利用冷冻-解冻技术,首先,制备了具有网络结构的Zein复合PVA水凝胶（Ze PHGel）。其次,采用原位沉淀法,引入Fe3O4,制备了磁性Zein基复合水凝胶（Ze PFe HGel）。最后,通过低表面能物质KH570进行硅烷化改性,制得了疏水性磁性Zein基复合凝胶（ZePSiFeGel）。采用FT-IR、TG、XRD和SEM对复合凝胶的形貌和结构进行了表征和分析,发现凝胶具有多层网状结构,接触角（CA）为132.8o。测试了ZePSiFeGel对纯油的吸收和不同油水混合物的分离性能,发现其具有明显的吸油效果和油水分离能力。第3章,多孔Zein/SA疏水海绵的制备及其吸油性能,首先以Zein、SA为原料,戊二醛（GA）、Ca Cl2为交联剂,甘油为增塑剂,制备了具有多孔结构的复合海绵（ZSsp）,进一步用疏水性的SiO2和低表面能物质正十八硫醇（OCT）混合溶液进行浸泡处理,制得了疏水性多孔Zein基海绵（ZSSi Osp）。采用FT-IR、TG、XRD和SEM对复合海绵的形貌和结构进行了表征和分析,发现海绵具有多层网状结构,CA为135.1°。测试ZSSi Osp对纯油的吸收和不同油水混合物的分离性能,发现其具有明显的吸油效果并对浮油类油水混合物有分离能力。第4章,pH敏感性Zein基复合膜的制备及其药物释放性能,是以Zein、SiO2为原料,甘油和聚乙二醇为混合增塑剂,采用注涂法制备了具有一定机械性能的复合膜（Z/nSi）。采用FT-IR、XRD、SEM和TG对复合膜的形貌和结构进行了表征和分析,并考察了Z/nSi的吸水率、吸盐率和透气率。结果表明:此复合膜能够提供给创面适宜的湿润微环境,有利于伤口的愈合。通过负载模型药物罗丹明B和维生素B2（VB2）,制备了RB@Z/nSi和VB2@Z/nSi载药膜,考察了不同SiO2含量和不同缓冲液中两种载药膜的释放性能,发现SiO2含量不同,释放性能不同;缓冲液的pH不同,释放规律也不同。总之,本论文以廉价天然高分子Zein为基材,制备了两种具有明显吸油性能和油水分离性能的吸油材料,可用于油污染处理或者油水分离领域;所制得的复合膜具有一定的机械性能和pH敏感性,可用于外敷材料领域,有望作为治疗皮肤创伤和口腔溃疡的载体。
闫立龙,郝国馨,刘玉,文艳,伍祖静,陈艺洋,张英民[6]（2014）在《以稻壳为载体的SBR对农村生活污水去除效能分析》文中研究说明为实现高效、低耗处理农村生活污水,以农业废弃物稻壳为材料,对添加稻壳的序批式活性污泥法（SBR）反应器处理人工模拟农村生活污水的效能进行了分析,并研究了稻壳释放和吸附污染物特性。研究结果表明,以稻壳为载体的SBR对有机物和氨氮具有很好的去除效果,当进水有机物和氨氮平均浓度分别为530.77mg/L和35.32mg/L时,二者的去除率分别为90.46%和95.64%,并表现出良好的同步硝化-反硝化特性;短时间内稻壳对模拟废水有机物表现为释放特性,而对氨氮表现为吸附特性;比较而言,稻壳对实际生活污水中有机物则表现为释放和部分吸附特性,而对氨氮则表现为释放特性;长时间浸没试验结果表明,去离子水中浸没稻壳会引起有机物和氨氮浓度的升高。生物作用是以稻壳为载体的SBR对污染物去除的主要原因,稻壳的吸附作用很小。
王冰[7]（2014）在《湿式氧化法处理丙烯腈废水的反应特性研究》文中认为丙烯腈是一种重要的化工原料，是三大合成材料的单体，在ABS塑料、丁腈橡胶、腈纶纤维和合成树脂等化工产品制造领域应用广泛。大量的丙烯腈废水排放不仅引起水资源的污染，还造成水资源的浪费，由于常规的处理工艺已经不能达到要求，因此探索并建立有针对性的工艺流程、工艺条件及可行性方案是处理丙烯腈废水未来的研究方向。本文采用湿式氧化技术处理丙烯腈废水，通过对反应现象及机理的研究，以期为实验研究提供基础理论依据。考察湿式氧化工艺处理丙烯腈废水的主要操作条件：如反应温度、过氧量、丙烯腈浓度和反应时间，研究各反应条件对试验结果的影响。正交试验结果表明：最佳的工艺条件为丙烯腈浓度为500mg/L、反应时间5min、反应温度240℃以及过氧量3。过氧量是影响丙烯腈废水处理效果的最关键因素。采用经验模型，得出丙烯腈废水的湿式氧化符合二级反应动力学。处理高浓度丙烯腈废水时，得到如下结果：⑴在模拟废水的体积为240mL，过氧量为2.0的条件下，反应时间由5min增加到25min，COD去除率从69.13%增大到89.13%。⑵在反应时间为15min，过氧量为2，模拟废水的体积为240mL的条件下，温度从493K提高到573K，COD的去除率从67.03%提高到88.21%。⑶在反应温度为513K，模拟废水的体积为240mL条件下，过氧量由1增加到3时，COD去除率从72.57%提高到84.97%。⑷在反应温度为513K，过氧量为2，模拟废水的体积为240mL的条件下，COD的去除率从78.19%提高到90.52%。采用湿式氧化法处理高浓度丙烯腈废水，通过考察催化剂种类对COD去除率的影响，得出非均相催化剂氧化铜对丙烯腈废水湿式氧化的处理效果最佳。添加氧化铜的前提下，通过改变反应温度、过氧量、反应时间及催化剂浓度等条件，探索对COD去除率的影响。实验表明：在丙烯腈浓度为3000mg/L，反应时间为15min，过氧量为2，反应温度为513K，催化剂的投加量为0.9g，COD的去除率为94.01%。
韩媛媛[8]（2014）在《有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法》文中认为针对含有毒有害物质的生产废水在生物处理过程中出现的生物硝化严重抑制现象,本文以氰化物和硫脲为例,研究有毒有害物质对生物硝化的抑制作用及其抑制特性;进而提出一种消除有毒有害物质对硝化抑制的方法;并将该方法应用于丙烯腈生产废水的生物处理中,考察其在实际工程中的应用效果。采用SBR反应器研究丙烯腈、丙烯酸、乙腈与氰化物对生物硝化的影响,研究结果显示,氰化物对生物硝化的抑制作用最强。采用摇瓶试验测定氰化物对生活污水处理厂活性污泥硝化的半抑制浓度为0.224 mg CN-·gVSS-1。氰化物对生物硝化的抑制是可以恢复的:当氰化物被降解后,抑制作用消失。为了消除氰化物对生物硝化的抑制,本文采用SBR反应器,通过培养氰降解菌,强化氰化物的降解能力,从而有效消除氰化物对生物硝化的抑制作用。从培养后的活性污泥中分离出的四种以氰化物为碳源和氮源的氰降解菌,在SEM下均呈短杆状,经DNA鉴定分别为短波单胞菌属（Brevundimonas sp.）、微细菌属（Microbacteriumsp.）、迪茨氏菌属（Dietziasp.）和根瘤菌属（Rhizobium sp.）。硫脲对生物硝化同样有抑制作用,且该抑制也是可以恢复的。采用摇瓶试验测定硫脲对生活污水处理厂活性污泥硝化的半抑制浓度为0.088 mg硫脲·gVSS-1。本文采用两种方法成功消除了硫脲对生物硝化的抑制:“H2O2预处理+生物法”与“直接生物法”,但两者的消除机理不同,前者采用H2O2预处理将硫脲氧化为其它低毒或无毒的物质,从而消除抑制,而后者通过培养硫脲降解菌提高硫脲降解速率,从而消除硫脲对生物硝化的抑制。与前者相比,后者的成本低、无有毒副产物产生、耐负荷冲击,更有利于生物处理的稳定运行。从“直接生物法”的活性污泥中分离出了四种以硫脲为碳源和氮源的硫脲降解菌,SEM显示其主要为短杆状,经DNA鉴定其均为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）。氰化物和硫脲对生物硝化的抑制机理及消除方法的研究结果表明:有毒有害物质对生物硝化的抑制作用在有毒有害物质降解后消失,通过逐渐提高有毒有害物质负荷培养有毒有害物质降解菌,强化对有毒有害物质的降解能力,可以成功消除有毒有害物质对生物硝化的抑制作用。为了考察这一消除抑制的方法在实际工程中的应用效果,本文将该方法应用于丙烯腈生产废水处理装置的二次启动中。在装置的二次启动中逐渐提高进水流量和进水浓度,75天后装置成功启动,至今已稳定运行了 3年多。最近的运行数据显示,COD、NH3-N、TKN 和 TCN 进水分别为 831-2164、188-516、306-542 与 1.17-9.57 mg·L-1,出水分别为 257±30.9、3.30±1.10、31.6±4.49 与 040±0.10mg·L-1（n=100）。对稳定运行时装置中的好氧活性污泥进行生物相分析,SEM结果显示细菌主要为短杆菌,PCR结果显示污泥中含有多种氰化物降解菌。本文提出了一种消除有毒有害物质对硝化抑制的方法,即通过培养有毒有害物质降解菌强化对有毒有害物质的降解能力,该方法简单有效,几乎无额外成本,且已成功应用于丙烯腈生产废水的生物处理工程中,具有广阔的应用前景。此外,本文的研究结果为丙烯腈生产废水及其它含有毒有害物质废水的生物处理提供了理论依据,具有重要的应用价值。
李朦[9]（2014）在《粉末活性炭强化活性污泥法处理综合化工废水的研究》文中进行了进一步梳理采用粉末活性炭强化活性污泥法（PAC-AS）处理天津某化工园区的难降解综合化工废水。通过PAC-AS工艺和活性污泥法（AS）的对比研究，深入探讨了投加粉末活性炭对生物处理系统的影响及其作用机理，提出了一种优化的PAC投加方案。为综合化工废水处理提供了理论指导和技术支持。从四种不同材质的PAC中优选出粒度适中，比表面积、孔容、孔径及饱和吸附容量较大的785号松杂木屑粉末活性炭用于试验。为了在较低的PAC投加量下充分发挥其处理效能，避免一次性投炭出水水质不稳定的问题，通过分析在不同PAC投加量和投加方式下的COD和色度去除效果、粉末活性炭利用率，并综合考虑经济性因素，制定出PAC投加方案：10g PAC的初始投量下（以反应器体积计1g/L），每3天补充投加1g PAC，即36g PAC/吨废水或0.036g PAC/gCOD。PAC-AS反应器在优化的PAC投加方案下与AS反应器平行运行了70天。进水平均COD浓度950mg/L、BOD5/COD0.160.22、有机负荷0.94kgCOD/m3·d、水力停留时间40h的条件下，PAC-AS和AS系统COD平均去除率分别为39%和20%，PAC-AS系统相比AS系统COD去除率提高将近一倍，PAC-AS系统中由生物降解作用去除的COD相比AS系统高出13%。AS系统对废水的色度几乎无去除作用，而PAC-AS系统去除率达到60%70%。试验还发现，投加PAC可以使系统内生物量增加、污泥沉降性以及污泥比好氧速率得到明显改善。通过分析系统进出水的亲疏水性得出，活性污泥易于吸附降解亲水性和过渡亲水中性物质，而粉末活性炭对疏水性物质吸附能力较强，并且能吸附去除微生物代谢过程中产生的酸性难降解物质，从而提高了难降解有机物的去除效果，并消除了代谢产物积累对系统环境的不良影响。利用Biolog ECO平板对PAC-AS和AS两系统的微生物群落进行分析得出：PAC-AS系统内微生物的平均代谢活性（AWCD）优于AS系统；两系统内微生物对各类碳源的代谢特性比较相近，非相似性指数远小于1，并且随时间的延长而逐渐变小，这表明PAC-AS和AS系统的微生物群落特征不存在明显的差别。综上所述，粉末活性炭除发挥吸附作用外，还对生物降解起到了强化作用。投加粉末活性炭并不会改变系统内微生物群落结构和微生物降解有机物的代谢途径，但能够改善微生物代谢活性和活性污泥性质。
贾丽娟[10]（2012）在《核桃壳填料曝气生物滤池去除废水中氨氮的研究》文中认为氨氮是引起水体富营养化的主要因素之一，为满足公众不断提高的环境质量要求，国家对氨氮制订了越来越严格的排放标准，研究开发经济、高效的氨氮处理技术已成为水污染控制工程领域研究的重点和热点。我国是农业生产大国，每年都有大量的核桃壳、麦秆、玉米芯等农业废弃物产生，其中绝大部分只能被丢弃或只作为农家燃料，不仅造成资源极大的浪费且增加环境负担。作为一类重要的生物质资源，农业废弃物具有再生周期短、可生物降解、环境友好等诸多优点。将农业废弃物用于水处理，既能降低处理成本，又能利用现有的绿色资源，为农业废弃物的综合利用提供了新途径。本试验采用核桃壳作为曝气生物滤池的填料，研究坚硬而多孔的核桃壳填料的表面特征以及其脱除废水中氨氮的效果，并对曝气生物滤池的运行参数进行了优化，并得到以下结论：1)对核桃壳基本理化性质的测试表明，核桃壳的主要成分是酸不溶木素以及纤维素，难降解，作为填料其具有良好的生物和化学稳定性；与其他曝气生物滤池的填料相比，核桃壳具有较大的比表面积以及孔隙率，具有良好的截污能力，是一种较为理想的曝气生物滤池的填料。2)曝气生物滤池的挂膜启动试验表明，微生物能够在核桃壳填料上成功挂膜；核桃壳填料曝气生物滤池的COD和氨氮的去除率与陶粒填料曝气生物滤池的基本相同，分别为80%与90%；与陶粒填料相比，核桃壳填料挂膜速度稍慢，需要27d，而陶粒为21d。出水中硝酸盐氮和亚硝酸盐氮含量变化趋势表明，核桃壳曝气生物滤池启动的硝化作用较陶粒曝气生物滤池的稍弱，需要较长的时间达到稳定。2)对各工艺参数的考察结果发现，水力负荷对反应器的COD的处理影响较小，而对氨氮的处理效果有较大影响。水力负荷由0.5m/h上升至0.8m/h，氨氮的去除率变化不大；水力负荷的进一步提升至1.2m/h，氨氮的去除率由70%迅速下降至46%；当水力负荷升至1.8m/h时，氨氮的去除率仅为38%。为了保证系统对COD和氨氮同时高效去除，0.8m/h应为最适宜水力负荷。3)气水比增大有利于有机污染物的降解，在大于6:1气水比时，COD和氨氮的去除率分别达到90%和70%左右。高的气水比会使得生物膜被冲刷脱落，COD的去除率在高的气水比条件下反而略微降低。因而气水比为6:1是最适宜气水比值。4)分析核桃壳和生物核桃壳的比表面积以及SEM照片发现，挂膜后的生物核桃壳表面有许多小孔，并且其比表面积也增大了，这说明微生物能够利用核桃壳表面的某些物质作为营养进行代谢，同时这些孔道为微生物提供了新的附着点，从而使反应器的处理效率得到进一步提升。
二、以稻壳为载体培养高效丙烯腈降解菌（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、以稻壳为载体培养高效丙烯腈降解菌（论文提纲范文）
（1）角质酶CutE对聚己内酯和聚丁二酸丁二醇酯的生物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 可降解塑料简介 |
| 1.1.1 可降解塑料的定义 |
| 1.1.2 可降解塑料的分类及特点 |
| 1.2 生物降解塑料简介 |
| 1.2.1 生物降解塑料定义 |
| 1.2.2 生物降解塑料分类 |
| 1.2.3 生物降解塑料应用 |
| 1.2.4 生物降解材料的降解机理 |
| 1.3 PBS的研究现状 |
| 1.3.1 PBS的结构 |
| 1.3.2 PBS的合成 |
| 1.3.3 PBS的应用 |
| 1.3.4 PBS的生物降解研究 |
| 1.4 PCL的研究现状 |
| 1.4.1 PCL的结构 |
| 1.4.2 PCL的合成 |
| 1.4.3 PCL的应用 |
| 1.4.4 PCL的生物降解研究 |
| 1.5 角质酶概述 |
| 1.5.1 角质酶的来源 |
| 1.5.2 角质酶的应用 |
| 1.5.3 角质酶的理化性质 |
| 1.5.4 角质酶对聚酯的降解研究 |
| 1.6 立题依据及研究内容 |
| 第二章 角质酶CutE的表达和性质研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验菌株及质粒 |
| 2.1.2 实验底物 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 培养基与缓冲液 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 重组酶的构建 |
| 2.2.2 重组酶的诱导表达 |
| 2.2.3 重组酶的分离纯化 |
| 2.2.4 重组酶的SDS-PAGE电泳检测 |
| 2.2.5 重组酶的蛋白浓度测定 |
| 2.2.6 重组酶的酶活力测定 |
| 2.2.7 重组酶的底物特异性分析 |
| 2.2.8 重组酶的酶学性质测定 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 角质酶CutE的构建 |
| 2.3.2 角质酶CutE的表达纯化 |
| 2.3.3 角质酶CutE的蛋白浓度测定 |
| 2.3.4 角质酶CutE的比酶活测定 |
| 2.3.5 角质酶CutE的底物特异性 |
| 2.3.6 角质酶CutE的酶学性质测定 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 角质酶CutE对 PBS和 PCL薄膜降解过程研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验底物 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.1.3 培养基与缓冲液 |
| 3.1.4 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 酶对固相材料的降解 |
| 3.2.2 表面形貌分析(SEM) |
| 3.2.3 结晶度分析(DSC) |
| 3.2.4 热稳定性分析(TGA) |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 角质酶CutE对薄膜降解曲线测定 |
| 3.3.2 表面形貌分析(SEM) |
| 3.3.3 薄膜的结晶度分析(DSC) |
| 3.3.4 薄膜的热稳定性分析(TGA) |
| 3.4 小结 |
| 第四章 角质酶CutE结合聚酯底物的结构基础研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验菌株及质粒 |
| 4.1.2 实验底物 |
| 4.1.3 实验试剂 |
| 4.1.4 培养基与缓冲液 |
| 4.1.5 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 结构分析 |
| 4.2.2 突变体的构建 |
| 4.2.3 重组酶的诱导表达 |
| 4.2.4 重组酶的分离纯化 |
| 4.2.5 重组酶的SDS-PAGE电泳检测 |
| 4.2.6 重组酶的蛋白浓度测定 |
| 4.2.7 重组酶的酶活力测定 |
| 4.2.8 重组酶对固相薄膜的吸附 |
| 4.2.9 重组酶与底物结合的动力学分析 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 结构分析及突变位点确定 |
| 4.3.2 角质酶CutE及 Loop? 区突变体对固相底物的吸附作用 |
| 4.3.3 角质酶CutE及 Loop? 区突变体与分子链的结合与催化作用 |
| 4.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）静电纺丝制备氧化铝基纤维类芬顿催化剂降解双酚A研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的 |
| 1.2 双酚A的废水概述 |
| 1.2.1 双酚A废水的来源 |
| 1.2.2 双酚A废水的危害 |
| 1.2.3 双酚A废水的处理方式 |
| 1.3 芬顿氧化法研究进展 |
| 1.3.1 经典芬顿氧化法 |
| 1.3.2 光—芬顿氧化法 |
| 1.3.3 电—芬顿氧化法 |
| 1.3.4 超声—芬顿氧化法 |
| 1.4 异相类芬顿催化氧化研究 |
| 1.4.1 活性氧化剂的类型 |
| 1.4.2 异相类芬顿催化剂研究进展 |
| 1.4.3 异相类芬顿催化技术应用前景 |
| 1.5 静电纺丝研究进展 |
| 1.5.1 静电纺丝的起源与发展 |
| 1.5.2 静电纺丝原理 |
| 1.5.3 静电纺丝技术的应用 |
| 1.6 主要研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 主要研究内容 |
| 1.6.2 论文研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验主要试剂 |
| 2.2 实验主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 催化剂活性评价实验 |
| 2.3.2 催化剂稳定性评价实验 |
| 2.4 表征方法 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 第三章 氧化铝纺丝前驱体对纤维性能影响的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 氧化铝纤维的制备 |
| 3.2.1 前驱体准备阶段 |
| 3.2.2 静电纺丝阶段 |
| 3.2.3 高温煅烧阶段 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氧化铝纤维表征测试 |
| 3.3.2 氧化铝纤维吸附性能测试 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Cu/Al_2O_3纤维类芬顿催化降解双酚A研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 Cu/Al_2O_3纤维催化剂的制备 |
| 4.2.1 前驱体准备阶段 |
| 4.2.2 静电纺丝阶段 |
| 4.2.3 高温煅烧阶段 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Cu/Al_2O_3类芬顿催化剂的表征 |
| 4.3.2 煅烧温度对催化剂活性的影响 |
| 4.3.3 Cu掺杂量对催化剂活性的影响 |
| 4.3.4 H_2O_2添加量对降解效果的影响 |
| 4.3.5 催化剂添加量对降解效果的影响 |
| 4.3.6 初始p H值对降解效果的影响 |
| 4.3.7 Cu/Al_2O_3循环稳定性测试 |
| 4.3.8 过氧化氢利用率测试 |
| 4.3.9 反应机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Pt/Al_2O_3纤维膜类芬顿氧化降解双酚A研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 Pt/Al_2O_3纤维薄膜催化剂的制备 |
| 5.2.1 前驱体准备阶段 |
| 5.2.2 静电纺丝阶段 |
| 5.2.3 高温煅烧阶段 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Pt/Al_2O_3类芬顿催化剂的表征 |
| 5.3.2 PMS添加量对降解效果的影响 |
| 5.3.3 催化剂添加量对降解效果的影响 |
| 5.3.4 双酚A初始浓度对降解效果的影响 |
| 5.3.5 初始p H值对降解效果的影响 |
| 5.3.6 阴离子对降解效果的影响 |
| 5.3.7 天然有机物对降解效果的影响 |
| 5.3.8 循环稳定性及TOC测试 |
| 5.3.9 反应机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）固定化微生物强化工业废水处理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 工业废水的主要类型和特点 |
| 1.1.2 工业废水处理现状和存在的问题 |
| 1.2 微生物固定化技术 |
| 1.2.1 微生物固定化技术的种类 |
| 1.2.2 固定化微生物的生物膜形成及代谢反应 |
| 1.2.3 微生物固定化技术的研究与应用 |
| 1.3 微生物固定化载体 |
| 1.3.1 载体材料的种类和特点 |
| 1.3.2 载体材料的研究进展 |
| 1.3.3 氧化石墨烯/海藻酸钠复合材料的研究进展 |
| 1.4 课题的提出及主要研究内容 |
| 1.4.1 课题的来源 |
| 1.4.2 课题的研究目的及意义 |
| 1.4.3 课题的主要研究内容 |
| 1.5 创新点 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 菌丝球性能的优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 微生物和培养基 |
| 2.2.2 实验药品与仪器 |
| 2.2.3 菌丝球的电镜观察 |
| 2.2.4 菌丝球性能优化 |
| 2.2.5 IS-MP降解特性分析 |
| 2.2.6 接种量对IS-MP处理焦化废水的影响 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 菌丝球的扫描电镜分析 |
| 2.3.2 菌丝球载体性能的优化 |
| 2.3.3 IS-MP的降解特性分析 |
| 2.3.4 接种量对IS-MP处理焦化废水的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 氧化石墨烯/海藻酸钠载体的制备和优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 微生物和培养基 |
| 3.2.2 实验药品与仪器 |
| 3.2.3 载体的制备 |
| 3.2.4 载体的特性 |
| 3.2.5 氧化石墨烯与海藻酸钠配比对载体性能的影响 |
| 3.2.6 不同温度条件下IS-GO/SA降解污染物性能研究 |
| 3.2.7 IS-GO/SA对焦化废水的降解特性研究 |
| 3.2.8 IS-GO/SA接种量对焦化废水处理效果的影响 |
| 3.2.9 不同废水配比对IS-GO/SA处理焦化废水降解效果的影响 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 GO-SA载体的特性 |
| 3.3.2 氧化石墨烯与海藻酸钠配比对IS-GO/SA性能的影响 |
| 3.3.3 温度对IS-GO/SA处理模拟废水的影响 |
| 3.3.4 IS-GO/SA对焦化废水的降解特性 |
| 3.3.5 接种量对IS-GO/SA处理焦化废水的影响 |
| 3.3.6 不同废水配比对IS-GO/SA处理焦化废水的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 IS-GO/SA在 MBBR反应器中强化处理焦化废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验菌种和用水 |
| 4.2.2 反应器及运行条件 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 温度对反应器处理模拟废水效果的影响 |
| 4.3.2 填充率对MBBR反应器处理效果的影响 |
| 4.3.3 进水水质对MBBR反应器废水处理效果的影响 |
| 4.3.4 曝气量对反应器处理效果的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 后续实验建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间学术成果 |
（4）脱氮生物填料模块运行启动和处理功效（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水体氮污染与脱氮技术 |
| 1.2.1 水体氮污染 |
| 1.2.2 生物脱氮技术 |
| 1.3 固定化微生物技术与聚氨酯填料 |
| 1.3.1 固定化微生物技术 |
| 1.3.2 聚氨酯填料 |
| 1.4 低碳源污水利用固体碳源反硝化 |
| 1.4.1 低碳源污水生物脱氮 |
| 1.4.2 固体碳源反硝化的研究进展 |
| 1.5 本研究的提出 |
| 1.5.1 本研究的目的和意义 |
| 1.5.2 本研究的主要内容 |
| 1.5.3 本研究的技术路线 |
| 第2章 生物填料脱氮模块的构建 |
| 2.1 微污染地表水脱氮的模块 |
| 2.1.1 设计思路 |
| 2.1.2 模块组成 |
| 2.1.3 实际构建 |
| 2.2 污水处理厂尾水脱氮的模块 |
| 2.2.1 设计思路 |
| 2.2.2 模块组成 |
| 2.2.3 实际构建 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 生物填料同步硝化反硝化模块的启动运行及功效 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验装置的建立和运行 |
| 3.1.2 试验装置的快速启动 |
| 3.1.3 分析和测试方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 试验装置的运行启动 |
| 3.2.2 试验装置的脱氮效果 |
| 3.2.3 试验装置的综合变化分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 缓释碳源填料脱氮模块的启动运行及功效 |
| 4.1 试验材料和方法 |
| 4.1.1 试验装置的建立与运行 |
| 4.1.2 试验装置的启动 |
| 4.1.3 分析测试方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 试验装置的运行启动 |
| 4.2.2 固体碳源的反硝化效果 |
| 4.2.3 多级串联的处理效果 |
| 4.2.4 试验装置的综合变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论和建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者在攻读硕士学位期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）玉米醇溶蛋白复合材料的制备及其性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 废弃天然高分子的再利用 |
| 1.1.1 废弃天然高分子的主要来源 |
| 1.1.2 废弃天然高分子功能化再利用 |
| 1.2 高分子吸油材料 |
| 1.2.1 吸油材料的主要种类 |
| 1.2.2 聚氨酯吸油材料 |
| 1.2.3 三聚氰胺吸油材料 |
| 1.2.4 聚硅氧烷类吸油材料 |
| 1.2.5 其他合成高分子吸油材料 |
| 1.2.6 纤维素基吸油材料 |
| 1.2.7 壳聚糖基吸油材料 |
| 1.2.8 淀粉基吸油材料 |
| 1.2.9 木质素基吸油材料 |
| 1.2.10 废弃天然高分子吸油材料 |
| 1.3 论文的选题及研究意义 |
| 参考文献 |
| 第2章 疏水性Zein基复合凝胶的制备及其吸油性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 磁性疏水吸油凝胶(ZePSiFeGel)的制备 |
| 2.2.3 ZePSiFeGel的结构与形貌 |
| 2.2.4 溶胀性能测试 |
| 2.2.5 接触角测试 |
| 2.2.6 吸油性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 ZePSiFeGel的制备 |
| 2.3.2 ZePSiFeGel的表征 |
| 2.3.3 疏水性磁性Zein基复合凝胶的吸油性能 |
| 2.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第3章 多孔Zein/SA疏水海绵的制备及其吸油性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂及仪器 |
| 3.2.2 冷冻干燥-浸渍法制备多孔疏水海绵(ZSSiOsp) |
| 3.2.3 ZSSiOsp的结构与形貌 |
| 3.2.4 柔韧性能测试 |
| 3.2.5 接触角测试 |
| 3.2.6 吸油性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 多孔疏水海绵(ZSSiOsp)的制备 |
| 3.3.2 多孔疏水海绵(ZSSiOsp)的表征 |
| 3.3.3 多孔疏水海绵(ZSSiOsp)的性能测试 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第4章 pH敏感性Zein基复合膜的制备及其药物释放性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂及仪器 |
| 4.2.2 载药膜的制备 |
| 4.2.3 Z/nSi复合膜的结构与形貌 |
| 4.2.4 Z/nSi复合膜性能测试 |
| 4.2.5 Z/nSi载药膜的体外药物释放性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Z/nSi复合膜和载药膜的制备 |
| 4.3.2 Z/nSi复合膜的表征 |
| 4.3.3 Z/nSi复合膜的性能测试 |
| 4.3.4 载药与体外释放性能测试 |
| 4.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第5章 总结与展望 |
| 攻读硕士期间科研成果 |
| 致谢 |
（7）湿式氧化法处理丙烯腈废水的反应特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 创新点摘要 |
| 前言 |
| 第一章 概述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 丙烯腈性质及用途 |
| 1.2.1 物理性质 |
| 1.2.2 化学性质 |
| 1.2.3 丙烯腈用途 |
| 1.2.4 国内外丙烯腈的产能和需求 |
| 1.2.5 丙烯腈的生产工艺 |
| 1.2.6 丙烯腈生产废水的来源及主要污染物 |
| 1.3 丙烯腈废水特点及危害 |
| 1.3.1 丙烯腈废水特点 |
| 1.3.2 危害 |
| 1.4 丙烯腈废水处理技术 |
| 1.4.1 物化法 |
| 1.4.2 化学法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.4.4 组合处理工艺 |
| 1.5 国内外湿式氧化技术研究现状 |
| 1.5.1 湿式氧化技术简介 |
| 1.5.2 湿式氧化技术特点 |
| 1.5.3 湿式氧化的主要影响因素 |
| 1.5.4 湿式氧化的反应机理 |
| 1.5.5 湿式氧化去除含氰化合物反应机理 |
| 1.5.6 湿式氧化技术应用研究进展 |
| 1.6 课题的内容与意义 |
| 1.6.1 课题的意义 |
| 1.6.2 课题的内容 |
| 第二章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验材料与装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 实验方法和分析方法 |
| 2.2.1 实验方法 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 第三章 实验分析与讨论 |
| 3.1 湿式氧化处理丙烯腈废水 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 低浓度废水的单因素实验研究 |
| 3.1.3 高浓度废水的单因素实验研究 |
| 3.1.4 正交试验研究 |
| 3.1.5 反应动力学研究 |
| 3.2 催化湿式氧化处理丙烯腈废水的研究 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 不同种类催化剂对丙烯腈废水的处理效果 |
| 3.2.3 丙烯腈废水催化湿式氧化单因素实验研究 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 研究生期间发表论文 |
| 致谢 |
| 详细摘要 |
（8）有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 第2章 国内外研究现状 |
| 2.1 生物硝化过程 |
| 2.1.1 氨氧化过程 |
| 2.1.2 亚硝酸盐氧化过程 |
| 2.2 有毒有害物质对生物硝化的抑制 |
| 2.2.1 有毒有害物质对生物硝化的抑制作用 |
| 2.2.2 硝化抑制率的测定方法 |
| 2.2.3 有毒有害物质对生物硝化的抑制机理 |
| 2.3 有毒有害物质对生物硝化抑制的消除方法 |
| 2.3.1 氰化物的生物处理 |
| 2.3.2 硫脲的生物处理 |
| 2.3.3 丙烯腈生产废水的生物处理 |
| 2.4 研究目的和意义 |
| 2.5 主要研究内容与研究方法 |
| 第3章 氰化物对生物硝化的抑制作用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 SBR反应器 |
| 3.2.2 氰化物对硝化抑制浓度的测定 |
| 3.2.3 氰化物对硝化抑制可恢复性的测定 |
| 3.2.4 其它分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 丙烯腈、丙烯酸、乙腈与氰化物对生物硝化抑制作用的比较 |
| 3.3.2 氰化物对硝化的半抑制浓度 |
| 3.3.3 氰化物对生物硝化抑制作用的可恢复性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氰化物对生物硝化抑制的消除方法 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 碳源对氰化物生物降解的影响 |
| 4.2.2 氰降解菌的培养 |
| 4.2.3 氰降解菌的分离 |
| 4.2.4 氰降解菌的鉴定 |
| 4.2.5 其它分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 碳源对氰化物生物降解的影响 |
| 4.3.2 氰化物对生物硝化抑制的消除方法 |
| 4.3.3 氰降解菌群对氰化物降解能力的强化 |
| 4.3.4 以氰化物为碳源和氮源的氰降解菌 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 硫脲对生物硝化的抑制及其消除方法 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 硫脲对生物硝化的抑制作用 |
| 5.2.2 硫脲对硝化抑制浓度的测定 |
| 5.2.3 H_2O_2预处理+生物法处理含硫脲人工配水中的初始pH |
| 5.2.4 H_2O_2预处理+生物法处理含硫脲人工配水 |
| 5.2.5 生物法直接处理含硫脲废水 |
| 5.2.6 硫脲降解菌的分离及鉴定 |
| 5.2.7 硫脲的分析方法 |
| 5.2.8 其它分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 硫脲对生物硝化的抑制作用及其可恢复性 |
| 5.3.2 硫脲对生物硝化的半抑制浓度 |
| 5.3.3 “H_2O_2预处理+生物法”对硫脲抑制作用的消除 |
| 5.3.4 “直接生物法”对硫脲抑制作用的消除 |
| 5.3.5 以硫脲为碳源和氮源的硫脲降解菌 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 有毒有害物质对硝化抑制的消除方法的应用 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 丙烯腈生产废水生物处理工程装置 |
| 6.2.2 稳定运行阶段污染物在系统中的降解 |
| 6.2.3 稳定运行阶段污泥对氰化物的降解试验 |
| 6.2.4 稳定运行阶段污泥的生物相分析 |
| 6.2.5 其它分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 丙烯腈生产废水生物处理工程装置启动阶段硝化的抑制现象 |
| 6.3.2 丙烯腈生产废水生物处理工程装置硝化抑制的消除以及稳定运行 |
| 6.3.3 丙烯腈生产废水生物处理工程装置稳定运行阶段污泥性质 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 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学术论文及专利 |
（9）粉末活性炭强化活性污泥法处理综合化工废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 综合化工废水的危害及处理技术发展与问题 |
| 1.1.1 我国综合化工废水的来源和特点 |
| 1.1.2 综合化工废水的危害 |
| 1.1.3 综合化工废水污染控制技术 |
| 1.1.4 综合化工废水处理存在的问题 |
| 1.2 活性炭吸附及在化工废水处理中的应用 |
| 1.2.1 活性炭的概述 |
| 1.2.2 活性炭在化工废水处理中的应用 |
| 1.3 粉末活性炭强化活性污泥工艺（PAC-AS 工艺）研究 |
| 1.3.1 PAC-AS 工艺概述 |
| 1.3.2 PAC-AS 工艺的特点 |
| 1.3.3 PAC-AS 工艺在国内外的应用现状 |
| 1.3.4 PAC-AS 作用机理研究进展 |
| 1.3.5 PAC-AS 工艺处理综合化工废水中存在的问题 |
| 1.4 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 PAC 强化活性污泥法中粉末活性炭种类优选 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 分析测试仪器及方法 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.2 粉末活性炭吸附特性比较 |
| 2.3 粉末活性炭吸附平衡时间的确定 |
| 2.4 粉末活性炭吸附等温线分析 |
| 2.4.1 吸附容量 |
| 2.4.2 吸附等温线及吸附等温线方程 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 PAC 强化活性污泥法中粉末活性炭投加方案研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 粉末活性炭投加量的确定 |
| 3.2.1 粉末活性炭投加量对 COD 去除率的影响 |
| 3.2.2 粉末活性炭投加量对出水色度的影响 |
| 3.2.3 粉末活性炭投加量对粉末活性炭利用率的影响 |
| 3.3 粉末活性炭投加方式的确定 |
| 3.3.1 粉末活性炭投加方式对 COD 去除率的影响 |
| 3.3.2 粉末活性炭投加方式对出水色度的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 PAC 强化活性污泥法处理综合化工废水的动态试验 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验装置 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.3 分析测试方法 |
| 4.2 PAC 强化活性污泥法处理综合化工废水的动态运行效果 |
| 4.2.1 对有机物的去除效果 |
| 4.2.2 对色度的去除效果 |
| 4.2.3 对悬浮物的去除效果 |
| 4.3 投加粉末活性炭对水质特性的影响 |
| 4.3.1 亲疏水性分析 |
| 4.3.2 底物降解过程分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 粉末活性炭对活性污泥系统的促进机理分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验仪器 |
| 5.1.2 粉末活性炭污泥中的生物量测定方法 |
| 5.1.3 Biolog 微生物分析方法 |
| 5.2 投加粉末活性炭对活性污泥性质的影响 |
| 5.2.1 对污泥沉降性能的影响 |
| 5.2.2 对生物量的影响 |
| 5.2.3 对污泥比好氧速率的影响 |
| 5.2.4 运行期间两系统活性污泥形态变化 |
| 5.3 投加粉末活性炭对活性污泥中微生物群落的影响 |
| 5.3.1 对微生物代谢活性的影响 |
| 5.3.2 对微生物代谢特征的影响 |
| 5.3.3 对微生物群落特性的影响 |
| 5.4 粉末活性炭强化生物处理的影响途径 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）核桃壳填料曝气生物滤池去除废水中氨氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 氨氮废水处理概述 |
| 1.1.1 氨氮废水处理的必要性和紧迫性 |
| 1.1.2 氨氮废水处理技术 |
| 1.2 曝气生物滤池工艺 |
| 1.2.1 曝气生物滤池工艺概述 |
| 1.2.2 曝气生物滤池填料的选择 |
| 1.3 农业废弃物在废水处理中的应用 |
| 1.3.1 利用农业废弃物制作活性炭 |
| 1.3.2 利用农业废弃物制作生物吸附剂 |
| 1.3.3 农业废弃物用作微生物载体 |
| 1.4 课题的提出及研究内容 |
| 1.4.1 课题的提出 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 2 试验部分 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 水质指标的测定方法 |
| 2.3 核桃壳基本理化性质的表征 |
| 2.3.1 堆积密度 |
| 2.3.2 表观密度以及空隙率 |
| 2.3.3 真密度以及内部孔隙率 |
| 2.3.4 比表面积 |
| 2.3.5 对氨氮的吸附性能 |
| 2.4 核桃壳填料曝气生物滤池的生物挂膜性能研究 |
| 2.4.1 试验装置 |
| 2.4.2 进水水质 |
| 2.4.3 活性污泥的培养 |
| 2.4.4 反应器的挂膜启动 |
| 2.5 核桃壳填料曝气生物滤池运行参数的优化 |
| 2.6 核桃壳填料生物膜量的测定 |
| 2.7 核桃壳与生物核桃壳物理性质与表面特性的比较 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 核桃壳基本理化性质 |
| 3.1.1 核桃壳的元素及化学成分分析 |
| 3.1.2 核桃壳填料的基本性质 |
| 3.1.3 核桃壳对氨氮的吸附性能 |
| 3.2 核桃壳填料曝气生物滤池的生物挂膜性能研究 |
| 3.2.1 启动期间反应器内微生物生长状况 |
| 3.2.2 启动期间 COD 去除效果 |
| 3.2.3 启动期间氨氮去除效果 |
| 3.2.4 启动期间硝态氮和亚硝态氮的变化 |
| 3.2.5 启动期间出水 pH 及 DO 的变化 |
| 3.3 核桃壳填料曝气生物滤池运行参数的优化 |
| 3.3.1 不同水力负荷条件下曝气生物滤池的运行情况 |
| 3.3.2 不同气水比条件下曝气生物滤池的运行情况 |
| 3.4 核桃壳生物膜量的测定结果与讨论 |
| 3.5 核桃壳与生物核桃壳物理性质与表面特性的比较 |
| 4 结论与不足 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 不足与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
四、以稻壳为载体培养高效丙烯腈降解菌（论文参考文献）
- [1]角质酶CutE对聚己内酯和聚丁二酸丁二醇酯的生物降解研究[D]. 柳福丹. 东北师范大学, 2021(12)
- [2]静电纺丝制备氧化铝基纤维类芬顿催化剂降解双酚A研究[D]. 惠劭华. 河北工业大学, 2020
- [3]固定化微生物强化工业废水处理的研究[D]. 袁鑫. 太原理工大学, 2019(08)
- [4]脱氮生物填料模块运行启动和处理功效[D]. 李兴强. 浙江工业大学, 2018(07)
- [5]玉米醇溶蛋白复合材料的制备及其性能研究[D]. 王建凤. 西北师范大学, 2018(06)
- [6]以稻壳为载体的SBR对农村生活污水去除效能分析[J]. 闫立龙,郝国馨,刘玉,文艳,伍祖静,陈艺洋,张英民. 化工进展, 2014(09)
- [7]湿式氧化法处理丙烯腈废水的反应特性研究[D]. 王冰. 东北石油大学, 2014(02)
- [8]有毒有害物质对生物硝化的抑制及其消除方法[D]. 韩媛媛. 华东理工大学, 2014(05)
- [9]粉末活性炭强化活性污泥法处理综合化工废水的研究[D]. 李朦. 天津大学, 2014(05)
- [10]核桃壳填料曝气生物滤池去除废水中氨氮的研究[D]. 贾丽娟. 陕西科技大学, 2012(09)