一、氯代酚同时厌氧好氧代谢过程的研究（论文文献综述）
程睿[1]（2021）在《MnO2/Pd负载泡沫镍复合电极还原2,4,6-三氯酚效能及机制》文中研究说明2,4,6-三氯酚（2,4,6-TCP）的高毒性、持久性和难生物降解性会对生态系统产生危害,并引发一系列水污染和危害公众健康的问题。在众多氯代酚去除技术中,电化学脱氯工艺作为一种反应速率快、反应条件温和的绿色工艺,被认为是有效去除污染物最有前途的方法。钯（Pd）是最有效、应用最广泛的一种催化剂。二氧化锰（MnO2）因其成本低、催化活性高、无毒等优点,在催化、超级电容器、电池等领域得到了广泛的应用。本研究制备了MnO2/Pd-Ni复合电极快速还原三氯酚,表征了复合电极的理化性质和稳定性,解析了影响电化学脱氯系统的外源因素,并推测了MnO2/Pd-Ni复合电极电化学降解TCP的转化路径和机制。本研究选取泡沫镍作为电极基底,采用两步法制备了二氧化锰和钯修饰泡沫镍电极（MnO2/Pd-Ni电极）。利用扫描电镜、X射线衍射等物理和电化学表征手段,解析了电极表面的MnO2和Pd的微观特性和电化学特性。发现MnO2均匀地电沉积在镍骨架表面,并形成毛绒丝状薄片,钯颗粒较为均匀地分散在MnO2表面。化学特性解析发现MnO2和Pd的引入强化了原子态氢的生成,增加了电极表面的反应活性位点。本研究解析了MnO2/Pd负载量、阴极电位、污染物初始浓度等因素对还原脱氯效能的影响。发现1 m M钯沉积液和300 s MnO2沉积时间下制备的电极具有最优的电化学性能和脱氯效率,2,4,6-三氯酚的还原脱氯效率提升至89.21%。最优的反应体系条件下,即阴极电位为-0.9 V,Na2SO4浓度为0.2 M,以及电解液pH为7的条件下,3小时内2,4,6-TCP的去除率可达92.59%。虽然随着2,4,6-TCP浓度的升高,脱氯速率会发生不同程度的下降,但相较于单纯的泡沫镍电极,MnO2/Pd修饰下的复合电极可耐受相对较高浓度的2,4,6-TCP,当初始浓度为150μM/L时,3 h内2,4,6-TCP去除率高达86.53%。探究常规无机阴离子对电化学脱氯的影响,发现5 m M/L Cl-离子的存在会促进脱氯过程,而5 m M/L S2-、SO32-、NO2-、NO3-抑制了脱氯过程,其中S2-和SO32-的存在会完全抑制脱氯。本研究对电极的可重复性能进行了解析。研究发现经过5次连续循环使用后,2,4,6-TCP的还原脱氯效能依然可以达到79.70%,显示了制备的复合电极具有良好的稳定性和重复利用性。除了2,4,6-TCP,电极对于多种其他卤代有机物（TBP、TBBPA等）均有良好的去除效果。研究考察了MnO2/Pd-Ni电极在不同氧气存在条件下的脱氯效率,发现在厌氧、微氧和好氧条件下对2,4,6-TCP均具有良好的脱氯效率。三种条件下均存在直接脱氯过程,然而间接脱氯机制有所不同。还原体系中,原子态氢攻击C-Cl键完成还原脱氯。微氧体系中,还原和氧化自由基同时作用,实现电化学还原和氧化脱氯过程。本研究制备的MnO2/Pd-Ni电极对三氯酚及多种持久性卤代有机物具有良好的电化学脱氯效果,为有效降解水中的持久性卤代有机污染物提供了一种新思路。
贾雄[2]（2020）在《不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究》文中认为苯酚类化合物既是一类天然化合物也是化工产品,而且是很多污染物（如多环芳烃、联苯等）在环境中降解的产物,因此苯酚类化合物是环境中的一类常见污染物。土壤是环境中污染物的重要汇,土壤中苯酚类污染物的迁移、转化和残留等环境过程对其环境风险有决定性作用。虽然现有研究表明苯酚类污染物在环境中易转化,然而该类污染物在土壤环境中的长期归趋以及残留的特征却不清楚。土壤环境的氧化还原状态经常变化,这种变化下,苯酚类污染物的归趋和残留情况如何尚未有报道。结合态残留（亦称不可提态残留,non-extractable residues,NERs）是污染物在土壤环境中的一个重要归趋,但是苯酚类污染物在不同氧化状态土壤中形成NERs的机理以及氧化状态变化时NERs的赋存状态、分布和稳定性等特征尚不明确。针对上述研究不足,本论文围绕土壤环境中苯酚类污染物的环境归趋和行为,以2,4,6-三溴代苯酚（TBP）和儿茶酚分别为易还原苯酚及易氧化苯酚（TBP经历还原-氧化过程即可转化成为儿茶酚）的模型化合物,采用C-14放射性和C-13稳定性同位素示踪技术,研究了土壤持续有氧或无氧状态及氧化还原状态变化时,苯酚类化合物的降解、转化、矿化及NERs等环境归趋,土壤腐殖物质（humic substances,HS）和可变价态离子对归趋的影响,以及在土壤中残留的赋存特征,尤其是NERs的形成、化学结构和稳定性等性质,为正确评价苯酚类污染物的土壤环境风险提供重要理论和数据支撑。具体如下:（1）TBP在持续无氧、持续有氧以及顺序无氧-有氧转换培养条件下,在土壤中的归趋和残留。TBP在土壤中可发生厌氧还原和好氧氧化降解,在上述三种条件下均可转化、矿化及形成NERs。TBP在土壤中的消散遵循一级动力学模型;持续无氧和持续有氧条件下的半衰期分别为17天和5.2天,在培养60天后的矿化（CO2）量分别为13%和26%、NERs分别为62%和70%;在两种条件下,代谢产物均在培养初期随时间逐渐增加,在30天左右开始降解速率逐渐大于生成速率,含量降低到约5%。上述结果表明,NERs的形成是土壤中TBP的主要归趋。NERs在土壤HS组分上结合的大小顺序为:胡敏酸（HAs）>富里酸（FAs）>胡敏素（humin）。有氧条件下,TBP的消散和转化明显快于无氧条件;当土壤由无氧转为有氧时,TBP的消散、转化和矿化得到明显促进。有趣的现象是,TBP在土壤中NERs形成量与其消散成正相关,表明疏水性TBP在其消散和转化过程中极易与腐殖物质结合生成NERs。研究结果表明,TBP尽管在有氧和无氧土壤中,都可降解和矿化,且消散半衰期<20天,然而TBP并没有真正的从土壤中去除,而是形成大量NERs。这些NERs如果在土壤环境发生改变时,可能被释放成为生物可利用态,对土壤环境会产生潜在风险;在评价TBP的土壤环境风险时,应该考虑NERs的形成和性质。（2）HAs氧化还原状态改变而生成的活性氧自由基（ROS）对儿茶酚降解和腐殖化的诱导作用。土壤HAs经过H2/Pd还原后,再经O2氧化（即由还原态转化为氧化态）时,可产生ROS。研究发现,该ROS不仅能降解转化儿茶酚,而且促进儿茶酚在HAs上的共价结合;这种结合既是一种NERs的形成机制,也是一种新的苯酚类化合物的腐殖化途径,即HS-酚聚合途径。当还原态HAs(HAred)中通入空气时(处理组HAred-Air),20 min反应时间内,加入其中的儿茶酚有70%被转化,转化量显着高于其它几个处理组:未还原HAs(HAorg)中通入空气(HAorg-Air)（43%）、HAred中通入N2(HAred-N2)（25%）、HAorg中通入N2(HAorg-N2)（19%）。电子顺磁共振检测表明,当空气通入HAred中时,HAred-Air处理组中有大量ROS生成。儿茶酚转化过程中伴随着疏水性转化产物（HTPs）的生成,但是更多的儿茶酚是结合到HAs分子上形成NERs;在HAred-Air处理组中,NERs达到26%,因此还原态HAs变成氧化态促进了与其共存的儿茶酚的腐殖化过程。NERs的生成量与儿茶酚的转化量成正比,这一结果和上述土壤中TBP归趋研究中发现的NERs生成规律相一致。由于可变价态金属离子能发生氧化和还原,可能会和HAs的氧化产生相互作用（竞争电子受体或给体）,因此本文研究了Cu（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）的存在对儿茶酚转化和腐殖化的影响。Cu（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）的添加促进了HAred-N2和HAorg-N2处理组中儿茶酚的转化,该促进作用在反应初始阶段即有体现。在20 min的氧化过程中,由于对ROS的淬灭,Cu（Ⅱ）抑制了HAred-Air处理组中儿茶酚的转化及腐殖化;添加少量Cu（Ⅱ）时,HAorg-Air处理组中儿茶酚转化未见明显变化,但当Cu（Ⅱ）的添加浓度为0.2 m M时,Cu（Ⅱ）可能与儿茶酚反应生成邻苯醌,进而促进儿茶酚的转化。在20 min的氧化过程中,Fe（Ⅱ）的添加对HAred-Air和HAorg-Air处理组中儿茶酚的转化影响不明显,这可能与ROS的同步生成与消耗有关。由于Fe（Ⅱ）在添加时刻对儿茶酚转化具有促进作用,所以总体上Fe（Ⅱ）的添加促进了儿茶酚的转化。综上,HAs氧化还原状态的变化可促进儿茶酚的转化及腐殖化,且该过程会因可变价态金属离子的存在被促进或抑制。研究结果揭示了氧化还原状态变化条件下HAs促进了酚类物质的非生物转化,是微生物活性较低的环境（如低温条件）中除光化学反应外又一重要的酚类物质的非生物转化过程。而儿茶酚与HAs分子的结合,是自然环境中一种非常重要的化学形式的腐殖化过程,这一新过程（HS-酚聚合）不同于传统的醌-胺缩合腐殖化过程。在富含HS成分,且水位频繁变化的湿地、土壤和沉积物中以及植物根际,这种HS-酚聚合过程可能是小分子酚类物质转化和腐殖化的重要推动力。研究结果为自然环境中酚类物质的归趋以及碳循环的深入研究提供了重要的理论支撑。（3）儿茶酚在有氧土壤中的长期归趋及NERs的特征。采用13C和14C双标记儿茶酚,在有氧条件下培养4.1年,发现除了矿化外,儿茶酚的归趋几乎全是NERs（>99%残留量）;残留碳大多仍以芳香环或以羰基和羧基碳形式共价键结合在HS分子上,并主要分布在胡敏素中,受矿物吸附或物理包埋作用在土壤中得到保护。经过4.1年时间,儿茶酚在土壤中的归趋为矿化占比48.0%,水可溶态1.3%,碱性可提取HS 24.3%,胡敏素残留态27.8%,因此在土壤中的残留几乎都结合在HS上。和前面研究所发现的儿茶酚与HAs非生物结合的现象一致,儿茶酚在土壤中可以快速地非生物方式结合到HS上,变得相对稳定。儿茶酚在土壤中的矿化符合双组分一级动力学模型,分别代表活性组分（占比17.2%）和惰性组分（占比82.8%）;两个组分矿化一半所需时间分别为27.8天和4.75年。培养（或老化）过程中,HAs形式残留含量减少,而胡敏素形式残留增加,表明矿化主要来自HAs组分。对胡敏素（HS中最稳定的组分）采用硅烷化发现,儿茶酚残留多于99%是以共价键形式结合到胡敏素上。14C-HP-GPC对碱溶态HS分析表明,儿茶酚残留不均匀地结合在HS分子上,主要集中在0.2-20 k Da分子大小范围内,或1-20 k Da的HAs分子上。固相DP MAS和液相13C NMR分析表明,儿茶酚分子在土壤中的残留碳大部分仍以苯环、部分以羰基或羧基碳形式存在。儿茶酚在土壤中残留仍可在新鲜土壤中继续矿化,但当残留从土壤中分离出来时,或者把土壤经硅烷化处理后,这些残留在新鲜土壤中矿化显着增加,表明土壤中矿物或金属离子对儿茶酚残留物的稳定性有重要贡献。由于儿茶酚是多种芳香类污染物（包括酚、苯胺、多环芳烃、联苯等）的微生物降解中间产物,儿茶酚在土壤中NERs的性质也在一定程度上反映了这些污染物的NERs情况。虽然这些NERs以比较稳定的共价键结合在HS上（特别是在最稳定的胡敏素组分中）,在土壤环境中相对稳定,然而当环境条件发生变化,例如保护机制（矿物吸附或物理包埋等）受到破坏时,这些残留的生物可利用性增加,有可能对环境产生一定风险,应值得关注。综上所述,利用C-14和C-13同位素示踪技术,本文揭示了苯酚类污染物在土壤中的主要归趋是形成NERs;阐明了NERs主要是通过共价键不均匀地结合到土壤HS分子上,发现了一种酚类小分子的腐殖化新途径。NERs的形成量和降解转化率成正比,还原降解和氧化降解都能促进三溴酚在土壤中NERs的形成。在酚类污染物环境归趋和NERs形成过程中,微生物起着重要作用,然而环境无氧-有氧状态变化诱导HS分子生成的ROS对酚的转化用则是一种重要的非生物机制。不同酚类化合物的NERs在HS中的分布不同;TBP的NERs主要分布在HAs上,而儿茶酚NERs则主要分布在胡敏素中。NERs是HS的一部分,且在土壤中会受到物理化学的锁定（保护）作用,NERs的赋存形态决定了其在土壤中的稳定性;长期老化过程中,HAs中的NERs会优先于胡敏素中的NERs被矿化。本文有关酚类污染物在不同氧化还原状态条件下NERs的形成机制和环境稳定性的研究结果,对于全面评价该类污染物的环境风险提供了重要参考,具有重要理论和现实意义。
孙宁[3]（2020）在《微纳分级结构Bi2O3基光催化剂的制备及转化氯代酚过程机制》文中进行了进一步梳理氯代酚类化合物是杀菌剂、木材防腐剂和合成药物中间体等的重要原料,在工业和农业上被大量使用。环境毒理学研究表明,氯代酚芳环上稳定的碳-氯键和富电子的氯原子,使其具有高毒性、致癌-致畸-致突变性和环境持久性,严重威胁生态系统和人类健康,氯代酚已被列为优先控制级高危环境污染物。因此,发展有效的处理方法来选择性首先断裂碳-氯键脱氯是解决氯代酚环境污染问题的关键。基于半导体材料的太阳能光催化技术,具有反应条件温和、环境友好和氧化还原能力强等优点,有望成为脱氯转化处理氯代酚的可行技术。Bi2O3具有可见光响应、结构丰富可调和廉价易得等优点备受瞩目,被认为是具有发展潜力的理想光催化剂。然而,Bi2O3在处理氯代酚过程中仍存在光生电子利用率低、选择性脱氯机制不清楚和光催化剂分离回收困难等关键问题亟待解决。为此,本文发展了适当水平能级平台构筑策略,并通过制备微纳分级结构和表面氢化处理等方法,成功获得了系列可回收型高活性Bi2O3基光催化剂,并对光催化转化氯代酚过程机制进行了揭示。本论文主要开展了以下三方面工作:（1）研究了磷氧桥连Sn O2复合对混相Bi2O3光催化活性的影响。通过柠檬酸调控的水热法制备微纳分级结构的（Bi O）2CO3微球前驱体,并调控煅烧温度,得到α/β混相Bi2O3微球。接触紧密的α/βBi2O3混相结和微纳分级结构的大比表面积,有利于光生电荷的分离,因此表现出良好的光催化降解2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）活性。在此基础上,利用湿化学法复合纳米Sn O2,并在二者之间引入磷氧桥,进一步提高其光催化活性。Sn O2作为电子平台接收了Bi2O3的适当水平能级光生电子,促进了电荷分离,同时磷氧桥作为“传输通道”加速了界面电荷传输。此外,微纳分级结构Bi2O3基光催化剂显示出了自沉降、可分离的特点。另外,通过自由基捕获实验、中间体产物及矿化的氯离子浓度检测证实,Bi2O3基光催化剂光生空穴（h+）为主导的降解2,4-DCP路线。（2）探究了Bi PO4复合对β-Bi2O3光催化活性的影响。通过煅烧焦磷酸盐锚定的（Bi O）2CO3微球前驱体,得到系列Bi PO4/β-Bi2O3复合体。摩尔比优化的Bi PO4/β-Bi2O3复合体具有优异的光催化降解邻氯苯酚（2-CP）活性,降解动力学常数（k）是公认标准光催化剂P25 Ti O2的5倍。这是由于β-Bi2O3表面具有空轨道的Bi同氯代酚中具有孤对电子的Cl具有化学相互作用实现了较强的表面吸附,对h+进行了调控,以及原位生长的纳米Bi PO4作为β-Bi2O3适当能量电子调控平台,促进了电荷分离,并维持了其热力学还原能力,同时紧密接触的异质结,提高了界面电荷传输。进一步,证实了基于Bi和Cl相互作用下β-Bi2O3对一氯苯酚（CPs）的选择性吸附模式和诱导h+首先脱氯降解的过程机制,揭示了复合体在有氧条件下实现高效光催化降解过程。并且在无氧条件下,实现了选择性转化CPs为高附加值化学品（4-乙酰氧基苯酚）,同时可产氢的目的。此外,CPs在复合体上的吸附行为遵循邻氯苯酚>间氯苯酚>对氯苯酚的规律。由此推测氯代酚中的酚羟基可能会影响光催化剂表面的选择性吸附能力。（3）探索了表面氢化处理对Bi PO4/β-Bi2O3复合体光催化活性的影响。利用可控氢化法对Bi PO4/β-Bi2O3复合体进行了热处理。研究表明,通过对反应温度的控制,氢化处理可在不影响Bi PO4的前提下,在β-Bi2O3表面形成氧缺陷,进而诱导生成羟基。在Bi和Cl相互作用基础上,通过在Bi原子周围生成的表面羟基和氯代酚的酚羟基形成氢键相互作用,辅助增强了对CPs的选择性吸附,进而提高其光催化活性。结果表明,优化的氢化处理Bi PO4/β-Bi2O3复合体降解动力学常数k是Bi PO4/β-Bi2O3复合体的4倍,是P25 Ti O2的9倍。活性测试和光化学机制表明,表面氢化处理显着提高了Bi PO4/β-Bi2O3复合体转化CPs和产氢的活性,但并没有改变CPs转化过程路径。进一步证实了基于Bi和Cl相互作用为主吸附模式是双功能光催化过程的前提,为研究光催化选择性首先脱氯降解转化奠定了科学基础。
顾思文[4]（2020）在《2,4,6-三氯酚厌氧脱氯菌富集及复合功能生物载体强化效能研究》文中进行了进一步梳理2,4,6-三氯酚在工农业生产中应用广泛,但是由于不当的处置方式,大量2,4,6-三氯酚被排放到环境中,特殊的理化性质导致其在自然环境中降解缓慢,对环境和人类健康造成威胁。为此,越来越多脱卤呼吸菌在环境中被分离出来,用于强化卤代有机污染物生物修复。然而脱卤呼吸菌在自然环境中生存能力以及对电子供体的竞争能力有限,因此降解效能较低。基于此,本课题首先驯化富集了在厌氧条件下具有稳定还原脱氯2,4,6-三氯酚能力的混合菌群,分析了混菌的群落结构及潜在核心脱氯功能菌属,考察了不同碳源对2,4,6-三氯酚脱氯效果的影响以及混合菌群对其他卤代有机物的脱卤降解能力,最后制备了复合功能生物载体并研究了其对2,4,6-三氯酚厌氧生物脱氯过程的强化效能。本课题从国内污染场地底泥中驯化并富集了2,4,6-三氯酚厌氧还原脱氯菌群。当投加20 m M乳酸钠作为碳源和电子供体时,富集菌群最快可在4 d内将初始浓度为200μM的2,4,6-三氯酚完全脱氯,脱氯中间产物和终产物分别为2,4-二氯酚和4-氯酚。经16S r RNA测序鉴定假单胞菌属（Pseudomonas sp.）为混合菌群中的核心脱氯功能菌。研究发现,富集菌群可在乳酸钠、甲酸钠加氢气、乙酸钠加氢气、丙酸钠加氢气作为碳源时对2,4,6-三氯酚脱氯,脱氯速率为甲酸钠>乙酸钠≈乳酸钠>丙酸钠。脱氯过程中,小分子有机酸发挥了共代谢基质的作用,而氢气则作为电子供体（该富集菌群难以利用氢气以外的物质作为电子供体）。由于具有快速稳定的2,4,6-三氯酚脱氯效果,简单的结构,较少的副反应,比选出乙酸钠为2,4,6-三氯酚厌氧生物脱氯的最优碳源。而采用葡萄糖、甲醇为碳源以及单独投加乙酸钠而不加氢气的情况下,富集菌群难以对2,4,6-三氯酚脱氯。探讨了聚乳酸、聚己内酯、淀粉基塑料作为缓释碳源对2,4,6-三氯酚脱氯的影响。发现三种高分子聚合物中,仅淀粉基塑料可作为2,4,6-三氯酚生物脱氯的缓释碳源,淀粉基塑料投加量为50 g/L时,在24 d的培养期内,富集菌群对初始浓度为80μM的2,4,6-三氯酚降解率为20.5%。考察了富集菌群对2,4,6-三溴酚、四溴双酚A、五氯酚、三氯生的脱卤降解能力。发现富集菌群对2,4,6-三溴酚具有很好的脱溴降解效果,初始浓度为10.67 mg/L的2,4,6-三溴酚在培养8 d后降解率可达到100%。但该富集菌群无法使四溴双酚A、五氯酚、三氯生脱卤。制备了电气石复合功能生物载体和铁碳微电极复合功能生物载体。两种复合功能生物载体均可作为2,4,6-三氯酚厌氧生物脱氯的电子供体。在只加入乙酸钠而不加氢气的培养条件下,投加电气石、铁碳微电极复合功能生物载体的培养物中,初始浓度为80μM的2,4,6-TCP分别在第8 d和第6 d完全去除。分析推测,脱氯功能菌能够直接从电气石自发微电极中获取电子,而铁碳微电极复合功能生物载体则是由于产生了大量氢气（浓度可达9.34 mg/L）而作为电子供体。两种复合功能生物载体对2,4,6-三氯酚厌氧生物脱氯过程均具有较好的强化效果,经过电气石、铁碳微电极复合功能生物载体的强化,富集菌群对2,4,6-三氯酚的脱氯速率分别可提高至1.2倍和1.5倍。基于以上结果,提出并讨论了一种复合功能生物载体用于地下水2,4,6-三氯酚污染原位修复的应用方式。将2,4,6-三氯酚厌氧脱氯菌群固定在复合功能生物载体上,作为活性反应介质填充到可渗透反应格栅修复系统中,随着被污染的地下水流经可渗透反应格栅系统,对地下水中的2,4,6-三氯酚可具有较好的去除效果和阻碍作用。分析表明,该应用方式对环境影响较小,成本较低,有望解决原位生物修复技术中普遍存在的电子不足问题,具有一定的研究意义和应用潜力。
杨帆[5]（2018）在《亚微米磁铁矿强化SBR处理三溴酚废水研究》文中研究表明卤代酚具有环境持久性、高生物毒性、难降解性和生物累积性,作为环境优先控制污染物,其污染问题已受到世界环境领域的广泛关注。卤代酚废水处理中,好氧生物脱卤作用因卤原子对苯环的吸电子作用而难发生,广为应用的厌氧生物脱卤是多卤代物接受电子被还原的过程,微生物间的电子传递速率的限速问题是卤代酚降解速率的瓶颈。近年来,磁铁矿因其优良的导电性,已被应用于促进微生物的直接种间电子传递作用（DIET）,并在脱卤方面展现出强化生物处理的优势。然而,磁铁矿在厌氧环境中会被铁还原菌利用而还原溶解,造成大量的磁铁矿材料随出水而流失,影响长期介导作用。本研究首次提出在序批式活性污泥反应器（SBR）中投加亚微米级（0.3～0.5 μm）磁铁矿,原位利用铁的氧化还原反应强化处理三溴酚（TBP）废水。研究结果显示,以质量比WFe3O4:WAS=0.2的投加条件向活性污泥（AS）中投加亚微米磁铁矿,形成Fe304/AS体系,并在厌氧12h-好氧12h的条件下启动、运行SBR反应器。与对照组AS体系相比,Fe304/AS体系具有更好的TBP去除效果和更强的耐冲击负荷能力,当进水中TBP浓度为30mg/L时,Fe3O4/AS体系TBP平均去除率为91.09%,高于AS体系18.25%;厌氧段出水中主要产物是一溴酚（BP）,为好氧段彻底矿化脱卤产物提供良好的反应条件。并且,Fe304/AS体系具有更高的水解酸化效率,主要产物为乙酸并可快速被产甲烷菌利用充分,无丙酸和丁酸的积累。Fe304/AS体系中污泥的脱氢酶活性和Heme c含量分别为AS体系的5倍和1.7倍,其微生物群落组成与AS体系相比变化不大,但铁还原菌相关的地杆菌属、铁氧化菌相关的硫杆菌属和可生物合成磁铁矿的磁螺菌属丰度具有较大程度的提高。并且,Fe3O4/AS体系中的微生物在呼吸代谢过程中生成更多的过氧化氢,可与体系溶出的Fe（Ⅱ）发生类芬顿反应,生成具有强氧化性的羟基自由基,从而对有机物质进行氧化降解去除。综上,Fe3O4/AS体系在厌氧段和好氧段均具有更优良的TBP和COD去除效果,主要原因如下:厌氧段磁铁矿促进的微生物的DIET,从而加速TBP的还原脱卤,并促进有机物水解酸化;好氧段体系中微生物进一步降解矿化脱卤产物,体系产生过氧化氢与Fe（Ⅱ）发生类芬顿反应,增强氧化降解的作用。Fe304/AS体系中磁铁矿在厌氧段被生长良好的铁还原菌大量还原溶出,最高达到42.3mg/L,但好氧段出水Fe（Ⅱ）浓度始终维持低于10mg/L以下。并且,在反应器运行80天后,磁铁矿仍为铁氧化物的主要存在形态,并未呈离子态大量流失,证实反应的好氧阶段铁氧化菌对Fe（Ⅱ）具有原位氧化作用,在磁螺菌作用下合成磁铁矿,实现其可持续的生物强化效应。
关泽宇[6]（2015）在《氨基修饰的壳核型纳米铁强化厌氧微生物脱氯特性及机理研究》文中认为氯代芳香族化合物是工业废水中一类重要难降解有毒污染物,广泛的存在于造纸、炼油、塑料、农药、医药等废水中,对水环境造成危害极大,研究氯代芳香族污染物的治理方法有着重要的理论和现实意义。本研究采用表面改性技术合成具有氨基修饰后Si O2壳层包覆的纳米零价铁复合颗粒（NZVI@SiO2-NH2）,通过对复合颗粒结构的表征、抗氧化、分散性能和还原2,4,6-TCP效率的研究;建立了厌氧微生物/NZVI@SiO2-NH2协同降解2,4,6-TCP的耦合体系,对比了改性前后NZVI和NZVI@SiO2-NH2对厌氧微生物的强化脱氯的效率;通过对协同降解体系中厌氧颗粒污泥形态、发酵途径、电子传递活性、产甲烷活性及功能微生物的相对丰度变化,解析了NZVI@SiO2-NH2在2,4,6-TCP降解过程中厌氧微生物菌群影响机制,并在对协同脱氯反应过程中NZVI@SiO2-NH2表面形态变化、铁氧化的形成、表面元素的价态变化分析的基础上,提出了厌氧微生物环境下改性后纳米零价铁对微生物强化脱氯的作用机制。得到的主要结论如下:经过改性后合成NZVI@SiO2-NH2颗粒团聚现象明显改善,呈现独立的球型,具有明显的壳核结构;粒径分布在90-130nm之间,壳层厚度为20nm左右,BET比表面积123.38m2/g。XRD、FT-IR、EDS、C/H/N元素分析表明,复合颗粒具有ɑ-Fe0晶型结构的内核,表面被SiO2壳层包覆,氨基功能基团均匀地分布于壳层的表面,具有氨基修饰的二氧化硅壳层纳米零价铁复合颗粒被成功制备。化学性能稳定的SiO2壳层能较好的保护NZVI核心,防止其表面氧化失活,实现长期在空气中保存;氨基功能基团的嫁接使带正电的NZVI颗粒表面的Zeta电势降低,使NZVI@SiO2-NH2的团聚和沉降速度远小于NZVI。从而使NZVI@SiO2-NH2颗粒在水体系中具有更强的还原脱氯能力,2,4,6-TCP的去除率达到68.7%,总的脱氯效率达到48.3%,远高于未改性的NZVI颗粒。NZVI@SiO2-NH2颗粒对厌氧微生物降解2,4,6-TCP的去除率和脱氯效率都有明显促进作用,去除率从大到小为:AGS/NZVI@SiO2-NH2>AGS/NZVI>AGS,AGS/NZVI@SiO2-NH2协同体系的脱氯的效率达到92.4%;改性后的NZVI@SiO2-NH2能够更好的促进厌氧微生物体系的产甲烷活性,协同降解体系的累计产甲烷量为169 ml CH4,比独立的厌氧微生物体系的累计产甲烷量分别提高了31.3%;协同体系对初始pH值的适应范围更广,并在pH为6.0时对2,4,6-TCP的去除效果最好。NZVI@SiO2-NH2投加量需要根据目标污染物的浓度和厌氧微生物活性的响应进行调节,过多的添加NZVI@SiO2-NH2（>2g/L）会对协同体系中的去除率和产甲烷的活性都产生明显的冲击。在协同降解体系中,NZVI@SiO2-NH2的添加不会破坏厌氧微生物体系中颗粒污泥的表面结构的完整性;协同体系内颗粒污泥的主要胞外聚合物的总含量为36mg/g VSS,是AGS独立降解系统的两倍左右;在60h和120h后,体系的电子传递体系的活性分别上升了21.5%和27.9%;系统中主要的VFA成分乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的总量为246.4mg/L,四种主要的有机酸的比例分别46.47%、25.34%、16.94%、15.62%。体系中Syntrophomonas app.、Syntrophobacter wolinii、Acetobacterium sp.E.limosum三种功能微生物的相对丰度分别达到了为79.3%、81.3%和16.3%,远远高于独立的厌氧脱氯系统AGS。NZVI@SiO2-NH2对厌氧微生物系统中的辅酶F420的浓度、真细菌和古细菌的相对丰度都明显的促进作用,其相对应的微生物种群的相对丰度分别由最初的51.7%和28.3%提高到81.4%和37.2%。表明了改性后NZVI@SiO2-NH2颗粒能够有效的促进为厌氧功能微生物的活性。NZVI@SiO2-NH2反应后氨基修饰的SiO2壳层依然包覆在NZVI周围,壳层上出现许多针状和片状的沉积物。协同降解2,4,6-TCP过程中复合颗粒释放的铁离子主要是以Fe2+离子的形态存在,溶液中Fe2+浓度由0.4mg/L上升到42mg/L;拉曼光谱显示分别在218cm-1和283 cm-1处出铁氧化物α-Fe2O3和α-FeOOH的特征吸收峰,反应后NZVI@SiO2-NH2颗粒的表面在706eV-730eV出现了明显的Fe2p特征峰;主要产物还是为FeO和Fe（OH）2,其次为FeOOH,但表面包覆的过程并不改变复合颗粒核心NZVI的反应原理。综上所述,改性后具有氨基修饰的SiO2壳层并未影响核心NZVI对2,4,6-TCP的还原脱氯反应,高活性和较好的分散性能使NZVI@SiO2-NH2能够迅速降低目标污染物浓度,减少2,4,6-TCP对厌氧微生物的毒性作用,为微生物提供充足的电子供体和矿物元素。同时,SiO2壳层能避免了铁氧化物直接沉积在核心NZVI的表面,减缓NZVI钝化的问题;具有更好环境相容性的SiO2表面,减少NZVI表面直接和厌氧微生物接触,更容易逐渐形成稳定的nFe0-微生物体系,有利于厌氧体系中功能微生物的生长和代谢,为协同体系中厌氧微生物实现2,4,6-TCP的高效矿化提供条件。
王建辉[7]（2014）在《基于共代谢作用微曝气SBR处理难降解有机废水研究》文中进行了进一步梳理随着工农业的迅速发展，人们合成并应用了越来越多的有机物，其中难降解有机物占了很大比例。难降解有机废水污染物毒性大、成份复杂、化学耗氧量高，一般生物处理工艺对其几乎没有降解效果，如果这些物质不加治理即向环境排放，势必严重污染环境和威胁人类的身体健康，是目前水污染防治研究的热点与难点。五氯酚（Pentachlorophenol，PCP）废水是一种具有代表性的难降解有机废水。尽管当前国内外对含PCP废水处理方法的研究取得了一定进展，但是这些方法普遍存在能耗高、难以控制以及易造成二次污染等方面的问题。本研究针对PCP废水处理技术的研究现状，基于微生物共代谢作用优选适于处理含难降解有机废水的低能耗、低运行费用、低污泥产率的处理工艺，即采用微曝气的SBR工艺（序批式活性污泥法，Sequencing Batch Reactor, SBR）。通过试验，系统地研究了基于共代谢作用微曝气SBR工艺处理水中PCP的处理效能、污泥活性及影响因素，优化了稳定运行的最佳工况，对驯化前后微好氧颗粒污泥的宏基因组进行测定，构建了微曝气SBR共代谢处理PCP废水的基因文库，考察了驯化前后系统内微生物种群丰度、多样性变化、群落分布及系统发育，结合试验结果和动力学模型拟合结果，对PCP去除过程进行了系统分析。为PCP及其它有毒难降解有机物的生物降解提供理论基础和技术储备，为指导实际工程设计提供技术支持。采用异步接种法对微曝气SBR共代谢系统微好氧颗粒污泥培养与驯化。取自城市污水处理厂二沉池的絮状污泥经模拟废水培养30d可实现完全颗粒化，所形成的微好氧颗粒污泥结构性明显。投加共代谢基质、在进水PCP浓度为1mg/L驯化时，未投加共基质碳源的反应器细菌大量溶解死亡；投加海藻糖、葡萄糖、乙酸和酵母膏的反应器内微好氧颗粒污泥具有一定耐受能力。驯化期间逐步提高PCP浓度，经80d左右可完成PCP进水浓度50mg/L的驯化，出水效果由好到差依次为海藻糖、葡萄糖、酵母膏、乙酸。海藻糖作为共代谢基质，可以获得较高活性的生物量，同时可以刺激脱氯反应，每个PCP驯化浓度下，海藻糖可将驯化降解时间缩短近一倍，且PCP去除率、CODCr去除率及AOX去除率均可达98%以上。微曝气SBR共代谢系统长期运行结果表明，环境因素及运行控制参数都会影响系统PCP去除效果。当DO浓度控制在0.3mg/L、ORP维持在-100mV、pH值在6.7-7.5范围、PCP负荷为20×10-3kg/（m3·d）、海藻糖投加量为10mg/L、系统温度为30℃、NaHCO3投加量为800mg/L、反应时间控制为6h时，PCP及其他污染物的去除效果同时达到最佳状态，其中DO浓度须严格控制，过高的DO浓度易导致微好氧颗粒污泥解体，由此可推测DO为微好氧颗粒污泥系统运行控制的关键参数。借助高通量测序技术对驯化前后微好氧颗粒污泥的宏基因组进行测定，构建了PCP驯化前后微曝气SBR系统内细菌的16S rDNA克隆文库。结果表明驯化前后反应器细菌文库容量均能够满足预测需要。OTU聚类分析微生物菌落结构表明，驯化后反应器优势OTU主要属于变形菌门的β-变形菌纲脱氯菌属（Dechloromonas），其OTU所代表的微生物种类在数量上占有相当优势，属于降解PCP的优势菌群，且与PCP降解菌Phanerochate chrysosporium和Desulfitobaterium dehalogenus菌的序列具有最高的同源性，可能是PCP生物降解过程中的作用主体。与驯化前反应器相比，PCP驯化后的微好氧颗粒污泥中微生物多样性和菌落丰度降低，分析其原因可能与底物的改变和PCP毒性影响有关。基于莫诺方程式，建立了微曝气SBR共代谢降解PCP的动力学模型和微好氧颗粒污泥的通用动力学模型，并应用两模型对本研究中微曝气SBR微好氧反应过程进行拟合，理论拟合结果与试验结果吻合度均大于97%；微好氧颗粒污泥降解PCP的通用模型对微曝气SBR系统的进行预测表明，粒径增加有利于提高厌氧区与好氧区体积比，有助于PCP及中间降解产物的矿化降解；DO浓度增加不利于PCP、TeCP、TCP等高氯酚的矿化降解，有利于低氯酚DCP的矿化；过量的海藻糖与氯酚类物质竞争关键酶上的活性位置，将抑制PCP及其中间产物的矿化降解；PCP负荷过高对共代谢关键酶活性的抑制作用越明显，这将导致PCP降解不完全，中间产物大量积累，废水脱毒化作用不彻底。
孙世英,陈元彩[8]（2013）在《五氯酚在微氧条件下微生物降解途径的研究》文中提出五氯酚（PCP）由于本身的芳环结构和氯代原子的存在而具有很强的毒性和抗降解能力,其废水处理方式一直备受关注。本文主要通过在反应器外曝气,采用间歇式微氧升流式污泥床（MUSB）反应器,在微好氧条件下成功培养出了具有降解PCP能力的微好氧颗粒污泥,并利用同时好氧-厌氧的微好氧活性污泥工艺处理PCP废水。通过GC-MS对PCP降解中间产物的分析表明PCP的降解发生在厌氧区,首先经邻位脱氯生成3,4,5-TCP,然后进一步经间位脱氯生成3,4-DCP;而DCP在好氧区最终被氧化为CO2、H2O和Cl-。与厌氧条件下相比,在微好氧条件下可以避免有效中间产物的积累,有利于整体反应的进行。
陈洪雷[9]（2011）在《制浆造纸废水的生物强化处理及废弃物发酵生物沼气的研究》文中研究说明制浆造纸废水排放量大,色度深,且具有很高的COD和BOD,在这种废水中存在大量的有机污染物,如一些细小纤维、木质素及含氯漂白过程中形成的氯代酚等木质素衍生物,尤其这些氯化有机成分,传统的废水处理方法很难将其去除,积累在环境中,给周围生态造成了严重污染,因此污染问题已经成为制约制浆造纸工业发展的关键。物理和化学方法可用于制浆造纸废水的处理,但成本较高,对有机氯化物的降解能力较差。相对来说,生物法可有效降解制浆造纸废水中的污染物,且成本低,不会造成二次污染,受到人们广泛关注。在以前的研究中,人们多利用白腐菌、厌氧或好氧污泥去处理制浆造纸废水,但随着环保意识的提高,传统的生物处理方法越来越不能满足人们要求,必须在现有基础上进一步强化其对废水的净化功能。同时,制浆造纸工业还产生了大量的造纸污泥和废纤维,这些物质中含有丰富的木质纤维成分,如不能得到有效利用,将会造成资源的极大浪费。基于上述原因,本研究中利用统计实验方法构建优势降解菌群,并用该菌群强化好氧颗粒污泥,提高污泥的制浆造纸废水净化能力。针对废水中含有大量有机氯合物,进行原生质体融合实验,构建可高效降解有机氯化物的重组菌。此外,将制浆造纸废水、造纸污泥和猪粪便进行协同发酵生产生物沼气,从而使制浆造纸工业废弃物作为优良的纤维原料用于生物能源生产。本研究对强化制浆造纸废水的生物处理,提高制浆造纸企业废水处理系统的处理效率,以及造纸工业废弃物的资源化利用具有重要意义。围绕上述研究目的,为快速分析制浆造纸废水的品性参数,采用比值-导数光谱建立制浆造纸废水的色度检测方法。利用比值-导数光谱中366nm处的吸收值计算废水的色度,而且检测过程中避免了废水pH值及其中悬浮物的影响,因此,检测前无需调节pH值和去除悬浮物,简化了检测程序,降低了人为因素引起的误差。该方法具有较高的准确度和精密度,色度检测范围在50-390 C.U.之间时,相对误差在±5%以内,可以满足制浆造纸废水的色度测定要求。基于同样的目的,利用化学计算学辅助的光谱方法建立制浆造纸废水COD快速检测方法,分别根据UV-vis光谱（模型1）和相应的导数光谱（模型2）建立了两个较正模型,在0-405 mg/L的检测范围内,两模型的较正系数分别为0.9954（模型1）和0.9963（模型2）,验证实验显示,模型2的平均相对误差为4.25%,较模型1（5.00%）低,说明模型2具有更高的准确度。新方法检测过程中无需耗用化学药品,成本低,无污染,耗时短,简化了COD测定步骤,减少了人为操作引入的误差,克服传统测定方法结果重现性对实验人员操作技能的依赖。以6株菌Agrobacterium sp.,Bacillus sp.,E. cloacae,Gordonia sp.,Pseudomonas stutzeri.和Pseudomonas putida.为出发菌株用于降解制浆造纸废水的COD,首先通过部分因子设计（FFD）实验,采用6因素两水平实验设计,COD去除率作为响应值,用于鉴别哪一种或哪几种菌对制浆造纸废水的降解有显着性影响,筛选得到4株对废水降解起积极作用的菌株。利用最陡坡度法快速接近废水降解过程中最佳细胞浓度,在FFD和最陡坡度法实验基础上,利用响应面分析（RSM）进一步对制浆造纸废水处理过程中菌体细胞浓度进行优化,并建立可以根据变量预测废水COD去除率的二次模型。研究表明,当各菌在废水中的细胞浓度(OD600)分别为:0.35（Agrobacterium sp）、0.38（Bacillus sp.）、0.43（Gordonia sp.）、0.38（P. putid）时,对废水COD的降解效果最优。检证结果显示,COD的去除率为（65.3±0.5）%,与模型预测值66.7%非常接近。利用构建的优势降解菌群强化好氧颗粒污泥,提高其针对制浆造纸废水的降解能力,在厌氧处理的基础上,原始好氧污泥处理后,废水COD由629 mg/L降至203mg/L,废水色度由118 C.U.降至91 C.U.;而强化好氧污泥处理后,废水COD由629mg/L降至146mg/L,废水色度由118 C.U降至72 C.U.。以供试菌Pseudomonas putida.和Psathyrella candolleana.为出发菌株进行原生质体融合实验,融合原生质体再生后,根据不同融合子的色泽、质地等菌落形态及其相互间的拮抗现象分离出20株融合菌株,分析鉴定它们针对五氯酚（PCP）的降解特性。同时,根据导数光谱建立测定PCP的新方法,利用该法可以快速鉴定各重组菌的氯代酚的降解能力。结果表明,其中4株重组菌Xz6-1, Xz6-3, Xz6-5和Xz8-2具有显着的PCP降解性能,PCP去除率分别为75.98%、66.12%、28.40%和43.26%,Xz6-1的去除率最高,比亲本Pseudomonas putida（PCP去除率为54.27%）提高了27.71%。利用重组菌XZ6-1和亲本Pseudomonas putida强化好氧颗粒污泥,结果显示,原始污泥的PCP降解率仅为10.69%,而由Pseudomonas putida和XZ6-1强化的颗粒污泥的PCP降解率提升至21.20%和30.03%。结合制浆造纸废水、造纸污泥以及猪粪便协同发酵生物沼气,采用2%的发酵物料浓度,选用三因素、两水平全因子FFD实验设计考察影响沼气发酵的主要因素,分析结果显示,C/N、温度T和初始pH值均对生物沼气产率具有显着影响。根据前人的研究成果,确定35℃为发酵温度,通过正交实验验证发酵过程中适中的C/N和pH值,优化后的生物沼气发酵工艺条件为物料浓度为2%,温度为35℃,C/N为25,初始pH值为7.5,此条件下,可以得到368mL CH4,发酵结束后废水的COD和BOD较原始制浆造纸废水分别降低了28.97%和72.40%。
董怡华[10]（2011）在《沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustris）生物降解2-氯苯酚的研究》文中进行了进一步梳理氯苯酚类废水污染环境且难以处理,是当前国内外环境科学与环境工程领域的研究热点与难点。本论文以2-氯苯酚（o-chlorophenol,2-CP）为研究对象,从某农药厂排污口底泥中分离筛选得到一株可降解2-CP的野生菌株,对该菌株进行生化鉴定及16SrDNA系统发育分析,并对其进行紫外诱变,全面探讨了降解菌株对2-CP的毒性效应、降解特性、降解机理等多方面内容,在此基础上进行了固定化菌体细胞处理2-CP的相关试验。通过上述研究,以期为探索2-CP的生物处理方法、污染环境的生物修复及光合细菌的有效利用提供有益的参考。本研究的主要结果如下：1.从某农药厂排污口下游浅层底泥中富集、驯化、分离、筛选得到1株2-CP降解菌。通过对菌株菌落及细胞形态观察、活细胞紫外光谱扫描、生理生化特征试验、碳源利用试验以及16SrDNA序列同源性分析,鉴定该菌系沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustris）,为光合细菌。2.对降解菌株进行紫外诱变,获得诱变菌株PSB-1D。通过紫外诱变时间与致死率效应试验确定最佳诱变时间为50 s。比较诱变前后菌株对2-CP的降解效果及脱氢酶活性、安全质量浓度和半致死浓度等耐受性考察指标,结果表明,菌株经过紫外诱变处理后对2-CP的降解效果及耐受性能均得到明显改善。3.不同供氧光照对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响表明,光合细菌PSB-1D在光照厌氧和黑暗好氧两种条件下均能对2-CP共代谢降解。其中：在光照厌氧条件下,菌株PSB-1D的最佳培养条件为：3.0g/L丙酸钠为共代谢碳源,2.0g/L酵母膏为氮源,初始pH值为7.0,培养温度为30℃,光照度为4000 lx左右,在此条件下培养7d后,PSB-1D对2-CP降解率可达62.08%；在黑暗好氧条件下,菌株PSB-1D的最佳培养条件为：2.0g/L葡萄糖为共代谢碳源,0.6g/L（NH4）2S04和0.2g/L酵母膏为氮源,初始pH值为7.0,摇床转速130 r/min,在此条件下培养7d后,PSB-1D对2-CP的降解率可达74.2%。4.采用Andrews方程模拟得到菌株PSB-1 D在光照厌氧和黑暗好氧条件下对2-CP的降解动力学方程,分别为：光照厌氧：黑暗好氧：5. SDS-PAGE全细胞蛋白电泳结果表明,2-CP的降解酶是菌株PSB-1D在光照厌氧或黑暗好氧条件下,分别利用丙酸钠和葡萄糖作为生长底物提供能源和碳源时,由2-CP作为非生长底物诱导产生的,它们不同于PSB-1D利用生长底物时产生的酶。6.通过对降解过程中脱氯率及苯甲酸和4-羟基苯甲酸含量的分析,推断出菌株PSB-1D光照厌氧条件下降解2-CP主要是通过脱掉氯离子并生成苯甲酸的代谢途径开环完成的。7.对降解过程中游离氯离子浓度、菌体细胞提取液中邻苯二酚1,2双加氧酶和邻苯二酚2,3-双加氧酶的酶活性分别进行测定,推断出菌株PSB-1D好氧黑暗条件下降解2-CP的途径主要是先脱掉氯离子,之后再在邻苯二酚1,2双加氧酶的催化作用下将苯环邻位裂解开环进行的。8.通过不同材料对比试验,确定海藻酸钠为光合细菌PSB-1D的最佳包埋材料。利用向海藻酸钠中添加活性炭的方法可提高固定化微生物小球的性能及其对2-CP的处理效果。以2-CP降解率为考察指标的正交试验确定了固定化PSB-1D菌体细胞的最优方案：活性炭添加量为1%,海藻酸钠浓度为3%,包埋菌体量/包埋材料量为1/20。在此条件下,固定化微生物小球培养7d后对2-CP的降解率为76.5%。9.采用含固定化微生物小球的SBR反应器对自配2-CP废水进行试验研究,确定最佳工艺条件为：反应时间10h,固定化微生物小球投加量为20g,曝气量为100 L/h,闲置时间为1 h。在此条件下,反应器系统显示出稳定的2-CP去除性能和较好的微生物小球重复利用性。
二、氯代酚同时厌氧好氧代谢过程的研究（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、氯代酚同时厌氧好氧代谢过程的研究（论文提纲范文）
（1）MnO2/Pd负载泡沫镍复合电极还原2,4,6-三氯酚效能及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 氯代酚的特性 |
| 1.1.2 氯代酚的污染现状和危害 |
| 1.2 氯代酚的处理技术 |
| 1.2.1 物理降解法 |
| 1.2.2 化学降解法 |
| 1.2.3 生物降解法 |
| 1.3 电催化降解卤代污染物研究进展 |
| 1.3.1 电催化降解卤代污染物的机制 |
| 1.3.2 电催化降解卤代污染物研究现状 |
| 1.4 主要研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料及试剂 |
| 2.2 实验设备与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 储备液配制 |
| 2.3.2 电极材料预处理和制备 |
| 2.3.3 2,4,6-三氯酚电化学脱氯实验 |
| 2.4 材料性质表征 |
| 2.4.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.4.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.4.3 X射线光子能谱(XPS)分析 |
| 2.5 电化学分析方法 |
| 2.5.1 循环伏安(CV)分析方法 |
| 2.5.2 线性伏安扫描(LSV)分析方法 |
| 2.5.3 交流阻抗(EIS)分析方法 |
| 2.6 常规检测方法 |
| 2.6.1 超高液相色谱(UPLC)分析 |
| 2.6.2 常规离子浓度检测分析 |
| 2.6.3 气相色谱-质谱(GC-MS)分析 |
| 2.7 电催化脱氯效能评估 |
| 2.7.1 污染物去除效率 |
| 2.7.2 动力学模拟 |
| 第3章 MnO_2/Pd-Ni复合电极的制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 电极材料性质表征 |
| 3.2.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.2.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2.3 X射线光子能谱(XPS)分析 |
| 3.3 电极材料电化学分析 |
| 3.3.1 循环伏安(CV)分析 |
| 3.3.2 线性伏安扫描(LSV)分析 |
| 3.3.3 交流阻抗(EIS)分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 MnO_2/Pd-Ni复合电极去除三氯酚的效能和影响因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同电极电催化脱氯性能分析 |
| 4.2.1 不同种类电极的脱氯效能 |
| 4.2.2 不同钯负载量的电极脱氯效能 |
| 4.2.3 不同MnO_2负载量的电极脱氯效能 |
| 4.3 电催化降解三氯酚影响因素分析 |
| 4.3.1 阴极电位对电催化脱氯的影响 |
| 4.3.2 初始浓度对电催化脱氯的影响 |
| 4.3.3 电解质浓度对电催化脱氯的影响 |
| 4.3.4 初始pH对电催化脱氯的影响 |
| 4.4 污水中无机阴离子对三氯酚降解的影响 |
| 4.5 不同溶解氧体系中三氯酚的降解 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 MnO_2/Pd-Ni复合电极的稳定性和机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 MnO_2/Pd-Ni电极的稳定性 |
| 5.3 MnO_2/Pd-Ni电极对其他卤代有机物的降解能力 |
| 5.4 自由基的捕获与鉴定 |
| 5.5 三氯酚降解途径和机制推测 |
| 5.6 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 论文特色和创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤腐殖物质(Humic substances,HS) |
| 1.1.1 HS的定义和形成 |
| 1.1.2 腐殖质的分类和组成 |
| 1.1.3 腐殖质的提取、分级和纯化 |
| 1.1.4 腐殖质的结构 |
| 1.1.5 腐殖质的基本理化性质 |
| 1.2 腐殖质氧化还原及其对污染物的转化作用 |
| 1.2.1 腐殖质的氧化还原活性 |
| 1.2.2 腐殖质的电子传递作用 |
| 1.2.3 腐殖质氧化-还原过程中自由基的产生 |
| 1.2.4 腐殖质的氧化还原位点 |
| 1.2.5 腐殖质电子承载量及影响因素 |
| 1.2.6 金属离子对HS氧化还原性能的影响 |
| 1.2.7 HS与污染物的反应 |
| 1.3 土壤中有机污染物的降解转化 |
| 1.3.1 土壤有机污染物降解转化的一般规律 |
| 1.3.2 土壤氧化还原状态转换对污染物的降解转化 |
| 1.3.3 土壤中苯酚类化合物的降解转化 |
| 1.4 研究目标和研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 不同氧化还原条件下土壤中2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品和试剂 |
| 2.2.2 土壤培养实验 |
| 2.2.3 采样和提取 |
| 2.2.4 土壤样品中不可提取态的分级 |
| 2.2.5 HPLC-14C-LSC检测 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 持续无氧条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.2 持续有氧条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.3 无氧-有氧转换条件下2,4,6-三溴苯酚的归趋 |
| 2.3.4 不可提取态的形成与组分分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 胡敏酸氧化还原状态改变对儿茶酚的转化的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 胡敏酸悬浮液的制备 |
| 3.2.3 儿茶酚转化实验 |
| 3.2.4 儿茶酚残留的分级 |
| 3.2.5 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同氧化还原条件下胡敏酸中儿茶酚的转化 |
| 3.3.2 Cu(Ⅱ)对儿茶酚转化的影响 |
| 3.3.3 Fe(Ⅱ)对儿茶酚转化的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 儿茶酚在土壤中的长期归趋和残留特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 化学药品 |
| 4.2.2 土壤 |
| 4.2.3 儿茶酚的土壤培养实验 |
| 4.2.4 土壤提取以及儿茶酚残留物的分组 |
| 4.2.5 不同形态儿茶酚残留在土壤中的稳定性 |
| 4.2.6 分析方法 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 矿化 |
| 4.3.2 儿茶酚残留在土壤中的分布 |
| 4.3.3 土壤中儿茶酚残留的化学结构 |
| 4.3.4 儿茶酚残留的稳定性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 论文研究的总结、不足之处及展望 |
| 5.1 论文总结 |
| 5.2 论文研究不足之处 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的科研成果 |
| 致谢 |
（3）微纳分级结构Bi2O3基光催化剂的制备及转化氯代酚过程机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 氯代酚类污染物概述 |
| 1.2.1 氯代酚类污染物的理化性质 |
| 1.2.2 氯代酚类污染物的环境效应 |
| 1.2.3 氯代酚类污染物的处理方法 |
| 1.3 半导体光催化 |
| 1.3.1 半导体光催化基本原理 |
| 1.3.2 半导体光催化应用 |
| 1.3.3 半导体光催化剂 |
| 1.4 Bi_2O_3光催化剂概述 |
| 1.4.1 Bi_2O_3光催化剂的性质和特点 |
| 1.4.2 Bi_2O_3光催化剂的研究进展 |
| 1.4.3 Bi_2O_3光催化剂处理氯代酚存在的关键问题 |
| 1.4.4 Bi_2O_3光催化剂处理氯代酚的活性提升策略 |
| 1.5 立题依据及研究内容 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料及表征方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 仪器设备 |
| 2.2 材料表征方法 |
| 2.2.1 X-射线衍射 |
| 2.2.2 紫外可见漫反射光谱 |
| 2.2.3 扫描电子显微镜测试 |
| 2.2.4 透射电子显微镜测试 |
| 2.2.5 红外光谱 |
| 2.2.6 X-射线光电子能谱 |
| 2.2.7 N_2吸附-脱附测试 |
| 2.3 光催化活性评价 |
| 2.3.1 光催化降解氯代酚活性 |
| 2.3.2 光催化转化氯代酚同步析氢活性 |
| 2.4 光催化机制分析 |
| 2.4.1 稳态表面光电压谱 |
| 2.4.2 时间分辨表面光电压谱 |
| 2.4.3 羟基自由基测试 |
| 2.4.4 光电化学测试 |
| 2.4.5 程序升温脱附测试 |
| 2.4.6 自由基捕获实验 |
| 2.4.7 液相色谱串联质谱 |
| 2.4.8 离子色谱 |
| 第3章 磷氧桥连SnO_2复合对混相Bi_2O_3光催化活性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 (BiO)_2CO_3前驱体和混相Bi_2O_3的制备 |
| 3.2.2 纳米SnO_2的制备 |
| 3.2.3 SnO_2/混相Bi_2O_3复合体的制备 |
| 3.2.4 磷氧桥连SnO_2/混相Bi_2O_3复合体的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 相组成对Bi_2O_3降解活性的影响 |
| 3.3.2 复合SnO_2对混相Bi_2O_3降解活性的影响 |
| 3.3.3 磷氧桥连对SnO_2/混相Bi_2O_3降解活性的影响 |
| 3.3.4 电荷转移和分离机制 |
| 3.3.5 光催化降解2,4-二氯苯酚机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 BiPO_4复合对β-Bi_2O_3光催化活性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 β-Bi_2O_3的制备 |
| 4.2.2 BiPO_4/β-Bi_2O_3复合体的制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 BiPO_4/β-Bi_2O_3复合体结构表征 |
| 4.3.2 BiPO_4/β-Bi_2O_3复合体光催化活性 |
| 4.3.3 BiPO_4/β-Bi_2O_3复合体光催化过程机制 |
| 4.3.4 光催化转化一氯苯酚同步产氢活性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 表面氢化处理对BiPO_4/β-Bi_2O_3复合体光催化活性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 Ov-β-Bi_2O_3的制备 |
| 5.2.2 BiPO_4/Ov-β-Bi_2O_3复合体的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 BiPO_4/Ov-β-Bi_2O_3复合体结构表征 |
| 5.3.2 BiPO_4/Ov-β-Bi_2O_3复合体光催化活性 |
| 5.3.3 BiPO_4/Ov-β-Bi_2O_3复合体光催化过程机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
（4）2,4,6-三氯酚厌氧脱氯菌富集及复合功能生物载体强化效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题研究背景 |
| 1.2.1 2,4,6-三氯酚的性质及危害 |
| 1.2.2 环境中2,4,6-三氯酚的来源和污染现状 |
| 1.3 2,4,6-三氯酚降解技术研究现状 |
| 1.3.1 物理去除方法 |
| 1.3.2 化学去除方法 |
| 1.3.3 微生物去除方法 |
| 1.4 地下水原位生物强化修复技术研究现状 |
| 1.4.1 生物激活 |
| 1.4.2 生物添加 |
| 1.5 脱卤呼吸菌研究现状 |
| 1.6 课题的主要研究目的和内容 |
| 1.6.1 课题研究目的 |
| 1.6.2 课题研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 厌氧还原脱氯菌的驯化方法 |
| 2.3.2 厌氧还原脱氯菌群补料分批培养方法 |
| 2.3.3 不同碳源对2,4,6-TCP脱氯效率的影响研究方法 |
| 2.3.4 缓释碳源对2,4,6-TCP脱氯效率的影响研究方法 |
| 2.3.5 富集菌群对卤代有机物降解范围研究方法 |
| 2.3.6 复合功能生物载体的制备方法 |
| 2.3.7 复合功能生物载体作为电子供体促进2,4,6-TCP脱氯研究方法 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 取样及样品预处理方法 |
| 2.4.2 液相色谱检测方法 |
| 2.4.3 气相色谱检测方法 |
| 2.4.4 微生物群落分析方法 |
| 第3章 2,4,6-三氯酚脱氯菌群驯化富集及菌群结构分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 2,4,6-TCP厌氧还原脱氯菌群的驯化和富集 |
| 3.2.1 2,4,6-TCP厌氧还原脱氯菌群的传代培养 |
| 3.2.2 2,4,6-TCP厌氧还原脱氯菌群的补料分批培养 |
| 3.3 微生物群落多样性及菌群结构分析 |
| 3.3.1 微生物群落多样性分析 |
| 3.3.2 微生物群落结构组成分析 |
| 3.3.3 基因功能预测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 2,4,6-三氯酚脱氯菌群的生长及降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 传统碳源对2,4,6-TCP厌氧还原脱氯过程的影响 |
| 4.2.1 不同碳源时2,4,6-TCP的还原脱氯效率 |
| 4.2.2 不同碳源条件下2,4,6-TCP厌氧还原脱氯效能 |
| 4.2.3 传统碳源对2,4,6-TCP厌氧还原脱氯过程的影响小结 |
| 4.3 缓释碳源对2,4,6-TCP厌氧还原脱氯过程的影响 |
| 4.3.1 缓释碳源的概念 |
| 4.3.2 缓释碳源下2,4,6-TCP厌氧还原脱氯效率 |
| 4.4 富集菌群对卤代有机物的降解范围 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 复合功能生物载体强化还原分解效能及应用潜力 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 强化材料性质 |
| 5.2.1 网状聚氨酯泡沫的性质 |
| 5.2.2 电气石特性 |
| 5.2.3 铁碳微电解反应 |
| 5.2.4 复合功能生物载体形貌观察 |
| 5.3 复合功能生物载体强化2,4,6-TCP生物厌氧还原脱氯 |
| 5.3.1 电气石复合功能生物载体作为电子供体促进2,4,6-TCP脱氯 |
| 5.3.2 铁碳微电极复合功能生物载体作为电子供体促进2,4,6-TCP脱氯 |
| 5.3.3 复合功能生物载体对2,4,6-TCP厌氧生物脱氯的强化效果 |
| 5.4 复合功能生物载体的应用潜力分析 |
| 5.4.1 应用方式及预期效果分析 |
| 5.4.2 环境影响分析 |
| 5.4.3 成本效益分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（5）亚微米磁铁矿强化SBR处理三溴酚废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 综述 |
| 1.1 多卤代酚废水处理的研究进展 |
| 1.1.1 多卤代酚的来源和危害 |
| 1.1.2 多卤代酚废水的处理方法研究现状 |
| 1.1.3 多卤代酚废水的生物强化处理 |
| 1.2 磁铁矿对污水生物处理的影响 |
| 1.2.1 磁铁矿的理化性质 |
| 1.2.2 磁铁矿对好氧处理的影响 |
| 1.2.3 磁铁矿对厌氧处理的影响 |
| 1.3 SBR工艺处理难降解废水的研究进展 |
| 1.3.1 SBR工艺的结构和特点 |
| 1.3.2 SBR工艺处理难降解废水的研究进展 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 初试污泥 |
| 2.1.2 人工废水的制备 |
| 2.1.3 研究对象 |
| 2.1.4 实验试剂 |
| 2.1.5 实验仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.2.2 TBP浓度测定及降解产物鉴定方法 |
| 2.2.3 VFA测定方法 |
| 2.2.4 扫描电镜(SEM) |
| 2.2.5 XRD分析方法 |
| 2.2.6 脱氢酶活性测定方法 |
| 2.2.7 污泥Heme c浓度测定方法 |
| 2.2.8 DNA的提取方法 |
| 2.2.9 高通量测序方法 |
| 2.2.10 活性氧(ROS)测定方法 |
| 2.3 SBR反应器及其运行 |
| 2.3.1 反应器装置 |
| 2.3.2 Fe_3O_4/AS复合体系 |
| 2.3.3 反应器实验设计 |
| 3 磁铁矿对活性污泥降解三溴酚性能的影响 |
| 3.1 磁铁矿粒径和浓度对三溴酚废水的厌氧处理影响 |
| 3.2 Fe_3O_4/AS复合体系的Fe(Ⅱ)溶出情况 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 亚微米磁铁矿强化SBR处理三溴酚废水的特性研究 |
| 4.1 结果与讨论 |
| 4.1.1 SBR反应器对COD的去除效果 |
| 4.1.2 SBR反应器对TBP的去除效果 |
| 4.2 本章小结 |
| 5 亚微米磁铁矿强化SBR处理三溴酚废水的机理探究 |
| 5.1 结果与讨论 |
| 5.1.1 磁铁矿投加对厌氧出水产物的影响 |
| 5.1.2 磁铁矿投加对污泥的酶活性的影响 |
| 5.1.3 磁铁矿投加对污泥群落的影响 |
| 5.1.4 Fe_3O_4/AS复合体系中磁铁矿的变化分析 |
| 5.1.5 Fe_3O_4/AS体系中类芬顿反应的探究 |
| 5.2 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（6）氨基修饰的壳核型纳米铁强化厌氧微生物脱氯特性及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氯代芳香族化合物的来源及其危害 |
| 1.1.1 典型工业废水中的氯代芳香族污染物的来源 |
| 1.1.2 氯代芳香族化合物的危害 |
| 1.1.3 氯代芳香族化合物处理技术进展 |
| 1.2 纳米零价铁降解氯代芳香族污染物 |
| 1.2.1 纳米零价铁还原脱氯原理及作用机制 |
| 1.2.2 纳米零价铁还原脱氯的研究进展 |
| 1.2.3 纳米零价铁的表面改性技术 |
| 1.3 厌氧生物降解氯代芳香族污染物 |
| 1.3.1 厌氧生物还原脱氯机理 |
| 1.3.2 厌氧微生物还原脱氯技术应用 |
| 1.3.3 强化厌氧生物脱氯技术 |
| 1.4 本课题的研究目的意义及主要研究内容 |
| 1.4.1 本课题的研究目的与意义 |
| 1.4.2 本课题的主要研究内容 |
| 第二章 氨基修饰的壳核型纳米铁的制备与表征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 药品与试剂 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 测试方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 改性纳米铁NZVI@SiO_2-NH_2复合颗粒的合成 |
| 2.2.2 改性后NZVI@SiO_2-NH_2的表面形态变化 |
| 2.2.3 改性后NZVI@SiO_2-NH_2的XRD和FT-IR分析 |
| 2.2.4 改性后NZVI@SiO_2-NH_2表面元素组成变化分析 |
| 2.2.5 改性后NZVI@SiO_2-NH_2表面Fe，Si，N元素分布 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 NZVI@SiO_2-NH_2复合颗粒的性能特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 药品与试剂 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 测试方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 改性后NZVI@SiO_2-NH_2的抗氧化性能 |
| 3.2.2 NZVI@SiO_2-NH_2的重力沉降性能 |
| 3.2.3 NZVI@SiO_2-NH_2的Zeta电势和等电点分析 |
| 3.2.4 氨基负载量对NZVI@SiO_2-NH_2分散性能的影响 |
| 3.2.5 改性后NZVI@SiO_2-NH_2降解 2,4,6-TCP的性能分析 |
| 3.2.6 氨基负载量和壳层厚度对NZVI@SiO_2-NH_2降解 2,4,6-TCP的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 NZVI@SiO_2-NH_2协同厌氧微生物降解 2,4,6-TCP的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 药品与试剂 |
| 4.1.2 厌氧颗粒污泥培养 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 测试方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 NZVI@SiO_2-NH_2/厌氧微生物协同降解 2,4,6-TCP |
| 4.2.2 NZVI@SiO_2-NH_2对厌氧微生物脱氯过程产甲烷活性的影响 |
| 4.2.3 pH值对NZVI@SiO_2-NH_2/厌氧微生物体系降解 2,4,6-TCP的影响 |
| 4.2.4 NZVI@SiO_2-NH_2投加量和目标污染物浓度对协同降解 2,4,6-TCP的影响 |
| 4.3 本章小节 |
| 第五章 NZVI@SiO_2-NH_2强化脱氯对厌氧微生物的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 药品与试剂 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 测试方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 厌氧颗粒污泥反应前后的表面形态变化 |
| 5.2.2 NZVI@SiO_2-NH_2对厌氧颗粒污泥胞外聚合物的影响 |
| 5.2.3 NZVI@SiO_2-NH_2对厌氧污泥电子传递体系活性(ETS)的影响 |
| 5.2.4 NZVI@SiO_2-NH_2对水解发酵功能菌群的影响 |
| 5.2.5 NZVI@SiO_2-NH_2对产甲烷功能菌群的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 厌氧体系中NZVI@SiO_2-NH_2的反应机制解析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验方法 |
| 6.1.2 测试方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 NZVI@SiO_2-NH_2在厌氧微生物协同脱氯过程中的表面形态变化 |
| 6.2.2 协同体系中Fe~(2+)/Fe~(3+)离子浓度的变化 |
| 6.2.3 协同脱氯后NZVI@SiO_2-NH_2表面的拉曼光谱分析 |
| 6.2.4 协同脱氯后NZVI@SiO_2-NH_2表面元素价态变化 |
| 6.2.5 协同脱氯的降解机制分析 |
| 6.2.6 NZVI@SiO_2-NH_2在厌氧体系中的反应机制 |
| 6.3 本章小节 |
| 第七章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 答辩委员会对论文的评定意见 |
（7）基于共代谢作用微曝气SBR处理难降解有机废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源、背景、研究目的和意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景 |
| 1.1.3 课题的研究目的与意义 |
| 1.2 水环境中的PCP分布及其对生物的毒性效应 |
| 1.2.1 水环境中PCP的分布 |
| 1.2.2 PCP及其中间代谢物的环境危害 |
| 1.3 PCP及其中间降解产物的生物处理 |
| 1.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.4 微生物共代谢作用 |
| 1.4.1 微生物共代谢作用含义、特点及类型 |
| 1.4.2 微生物共代谢的作用机理 |
| 1.4.3 微生物共代谢作用降解PCP的应用研究现状 |
| 1.5 微曝气技术 |
| 1.5.1 微曝气技术含义及特点 |
| 1.5.2 微曝气技术原理 |
| 1.5.3 微曝气技术在废水处理中应用研究现状 |
| 1.6 本课题的主要研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用废水 |
| 2.1.2 试验用污泥 |
| 2.2 试验装置及仪器 |
| 2.2.1 试验装置 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.3 分析项目及检测分析方法 |
| 2.3.1 常规分析项目和检测方法 |
| 2.3.2 非常规分析项目及检测方法 |
| 2.4 实验方案与设计 |
| 2.4.1 微好氧颗粒污泥培养与驯化研究 |
| 2.4.2 PCP负荷对微曝气SBR系统处理效能及污泥活性的影响研究 |
| 2.4.3 曝气强度对颗粒污泥基本性状的影响研究 |
| 2.4.4 微曝气SBR处理PCP系统稳定运行影响因素研究 |
| 2.4.5 微曝气SBR处理PCP微生物群落结构分析 |
| 第3章 微曝气SBR共代谢降解PCP颗粒污泥驯化及系统影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 降解PCP的微好氧颗粒污泥培养驯化研究 |
| 3.2.1 颗粒化培养过程中污泥理化性质变化 |
| 3.2.2 曝气强度对颗粒污泥基本性状的影响研究 |
| 3.2.3 降解PCP的共代谢基质优选及微好氧颗粒污泥驯化 |
| 3.2.4 驯化成熟的微好氧颗粒污泥性质 |
| 3.3 PCP对微曝气SBR系统处理效能及污泥活性的影响 |
| 3.3.1 PCP 对CODCr去除的影响 |
| 3.3.2 PCP对颗粒污泥生物活性的影响 |
| 3.4 微曝气SBR处理PCP系统稳定运行影响因素研究 |
| 3.4.1 DO对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.2 pH值对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.3 ORP对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.4 PCP负荷对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.5 海藻糖投加量对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.6 温度对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.7 碱度对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.4.8 反应时间对微曝气SBR共代谢系统的影响 |
| 3.5 最佳工况条件下微曝气SBR共代谢系统的运行情况 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 微曝气SBR处理PCP微生物群落结构分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 微曝气SBR处理PCP系统中微生物群落多样性分析 |
| 4.2.1 微好氧颗粒污泥样品DNA提取和PCR扩增 |
| 4.2.2 细菌16S rDNA克隆文库有效性检验 |
| 4.2.3 微生物群落系统发育多样性分析 |
| 4.3 基于OTU聚类的微生物群落结构及系统发育学分析 |
| 4.3.1 OTU聚类及分析 |
| 4.3.2 OTU分布VENN 图 |
| 4.3.3 克隆文库在属水平的系统发育学分析 |
| 4.3.4 驯化前后SBR微好氧颗粒污泥微生物系统发育分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微曝气SBR处理PCP动力学分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微曝气SBR工艺去除PCP共代谢动力学研究 |
| 5.2.1 PCP共代谢 |
| 5.2.2 微曝气SBR工艺去除PCP共代谢动力学模型 |
| 5.2.3 模型对反应器实际运行的动态拟合与验证 |
| 5.3 微好氧颗粒污泥降解PCP动力学模型 |
| 5.3.1 模型的基本构成 |
| 5.3.2 模型的构建 |
| 5.3.3 模型的解 |
| 5.3.4 模型对反应器实际运行的动态拟合及优化运行 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 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 |
（8）五氯酚在微氧条件下微生物降解途径的研究（论文提纲范文）
| 1 实验材料与分析方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 微氧条件下PCP的降解 |
| 2.2 DCP降解 |
| 3 结论 |
（9）制浆造纸废水的生物强化处理及废弃物发酵生物沼气的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制浆造纸废水的来源及特点 |
| 1.2 微生物的种类及对环境的作用 |
| 1.3 制浆造纸废水的生物处理方法 |
| 1.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.3.3 好氧厌氧组合处理 |
| 1.4 制浆造纸废水处理的生物强化技术 |
| 1.4.1 直接投加微生物处理制浆造纸废水 |
| 1.4.2 投加混和优势菌处理制浆造纸废水 |
| 1.4.3 固定化微生物技术 |
| 1.4.4 原生质体融合技术强化微生物降解能力 |
| 1.5 制浆造纸废水色度和COD 的检测方法 |
| 1.5.1 制浆造纸废水色度检测方法 |
| 1.5.2 制浆造纸废水COD 检测方法 |
| 1.6 水中氯酚的检测方法 |
| 1.7 厌氧发酵造纸废弃物生产生物能源 |
| 1.7.1 厌氧发酵原理 |
| 1.7.2 生物沼气的特征 |
| 1.7.3 厌氧沼气发酵的影响因素 |
| 1.7.4 造纸废弃物发酵生物能源 |
| 1.8 本论文的研究目的、意义及主要研究内容 |
| 1.8.1 研究目的及意义 |
| 1.8.2 主要研究内容 |
| 第二章 比值-导数光谱法快速测定制浆废水的色度 |
| 2.1 导数光谱及比值-导数光谱的基本原理 |
| 2.1.1 导数光谱 |
| 2.1.2 比值-导数光谱 |
| 2.2 实验与方法 |
| 2.2.1 实验 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 制浆废水中悬浮颗粒对其UV-vis 光谱的影响 |
| 2.3.2 pH 值对制浆废水UV-vis 光谱的影响 |
| 2.3.3 制浆废水的比值-导数光谱 |
| 2.3.4 模型的较正 |
| 2.3.5 方法验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 化学计量学-光谱法快速测定制浆废水COD |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 悬浮物及pH 值对制浆废水光谱的影响 |
| 3.2.2 制浆废水的光谱特征 |
| 3.2.3 检测波长范围 |
| 3.2.4 模型的较正 |
| 3.2.5 模型的检验 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 统计学实验设计构建制浆造纸废水优势降解菌群 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果和讨论 |
| 4.2.1 部分因子分析(FFD)实验 |
| 4.2.2 最陡坡度法实验 |
| 4.2.3 响应面分析 |
| 4.2.4 实验设计的检证 |
| 4.2.5 优势菌群固定化 |
| 4.2.6 固定化单菌株及混合菌群降解废水的特征 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 优势降解菌群强化好氧污泥处理制浆造纸废水 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 好氧颗粒污泥的性质 |
| 5.2.2 厌氧生物处理 |
| 5.2.3 好氧生物处理 |
| 5.2.4 絮凝实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 原生质体融合构建高效降解工程菌强化制浆废水中有机氯化物的处理 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 原生质体的形成率和再生率 |
| 6.2.2 原生质体融合 |
| 6.2.3 重组菌的PCP 降解性能 |
| 6.2.4 重组菌Xz6-1 与Pseudomonas putida 的菌落特征及微观形态 |
| 6.2.5 固定化菌株处理PCP 合成废水 |
| 6.2.6 颗粒污泥处理PCP 合成废水 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 制浆造纸废水及造纸废弃物发酵生物沼气 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 实验材料 |
| 7.1.2 实验方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 发酵原料特征分析 |
| 7.2.2 发酵过程中物料浓度的确定 |
| 7.2.3 影响生物沼气发酵显着影响因子 |
| 7.2.4 发酵过程中C/N 和pH 值的优化 |
| 7.2.5 甲烷生产酶促反应动力学 |
| 7.2.6 厌氧分批发酵产甲烷的动力学模型 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论 |
| 本论文的创新之处 |
| 对未来工作的建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（10）沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustris）生物降解2-氯苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 氯酚类化合物简介 |
| 1.1.1 氯酚类化合物的物理化学性质 |
| 1.1.2 氯酚类化合物的来源和用途 |
| 1.1.3 氯酚类化合物的环境行为 |
| 1.1.4 氯酚类化合物的环境危害 |
| 1.2 含氯酚类化合物废水治理的研究现状 |
| 1.2.1 含氯酚类化合物废水治理的主要方法 |
| 1.2.2 氯酚类化合物的生物降解机制 |
| 1.3 光合细菌的研究概况 |
| 1.3.1 光合细菌的形态及分类 |
| 1.3.2 光合细菌与环境条件 |
| 1.3.3 光合细菌在废水处理中的应用 |
| 1.4 固定化细胞技术及其应用的研究进展 |
| 1.5 论文的研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究的目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 研究的特色和创新点 |
| 第2章 2-氯苯酚降解菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 研究目的与内容 |
| 2.1.1 研究目的与意义 |
| 2.1.2 研究内容 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 样品来源 |
| 2.2.2 试验材料 |
| 2.2.3 试验仪器 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 2-CP降解菌的富集、分离、筛选和纯化 |
| 2.3.2 菌株1D的活细胞光谱扫描 |
| 2.3.3 菌株1D的生理生化特征 |
| 2.3.4 菌株1D的碳源利用试验 |
| 2.3.5 菌株1D的16SrDNA基因序列分析 |
| 2.3.6 菌株1D与相近物种的系统发育学分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 2-氯苯酚抑制光合细菌的毒性效应及紫外诱变研究 |
| 3.1 研究目的与研究内容 |
| 3.1.1 研究目的与意义 |
| 3.1.2 研究内容 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 光合细菌1D的紫外诱变 |
| 3.3.2 2-CP对出发菌株与诱变菌株脱氧酶活性的影响 |
| 3.3.3 2-CP对出发菌株与诱变菌株生长的安全质量浓度 |
| 3.3.4 2-CP抑制出发菌株与诱变菌株生长的96h半致死浓度 |
| 3.3.5 对菌株1D的紫外诱变机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 光合细菌PSB-1D厌氧降解2-CP的试验研究 |
| 4.1 研究目的与研究内容 |
| 4.1.1 研究目的与意义 |
| 4.1.2 研究内容 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验仪器 |
| 4.2.3 试验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同供氧光照对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 4.3.2 2-CP挥发性干扰试验 |
| 4.3.3 2-CP吸附性干扰试验 |
| 4.3.4 光照厌氧条件下菌株PSB-1D的生长与2-CP降解 |
| 4.3.5 不同共代谢基质对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 4.3.6 不同浓度丙酸钠对2-CP生物降解的共代谢作用 |
| 4.3.7 不同氮源对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 4.3.8 不同浓度酵母膏对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 4.3.9 pH对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 4.3.10 温度对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 4.3.11 光照度对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 4.3.12 厌氧光照条件下2-CP降解动力学分析 |
| 4.3.13 共代谢关键酶的诱导机制 |
| 4.3.14 光合细菌PSB-1D对2-CP降解中间产物的分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 光合细菌PSB-1D好氧降解2-CP的试验研究 |
| 5.1 研究目的与研究内容 |
| 5.1.1 研究目的与意义 |
| 5.1.2 研究内容 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验仪器 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 黑暗好氧条件下菌株PSB-1D的生长及其降解2-CP |
| 5.3.2 不同共代谢基质对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 5.3.3 不同浓度葡萄糖对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 5.3.4 不同氮源对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 5.3.5 不同(NH_4)_2SO_4浓度对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 5.3.6 不同浓度酵母膏对PSB-1D生长及其降解2-CP的影响 |
| 5.3.7 pH对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 5.3.8 摇床转速对PSB-1D生长及2-CP降解效果的影响 |
| 5.3.9 好氧黑暗条件下2-CP降解动力学分析 |
| 5.3.10 共代谢关键酶的诱导机制 |
| 5.3.11 光合细菌PSB-1D对2-CP降解途径的分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 光合细菌PSB-1D的固定化研究 |
| 6.1 研究目的与研究内容 |
| 6.1.1 研究目的与意义 |
| 6.1.2 研究内容 |
| 6.2 试验材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验仪器 |
| 6.2.3 试验方法 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 固定化光合细菌包埋载体选择 |
| 6.3.2 固定化光合细菌包埋载体中添加材料的选择 |
| 6.3.3 固定化条件的选择 |
| 6.3.4 固定化细菌与游离细菌对2-CP降解性能的比较 |
| 6.3.5 不同供氧光照对固定化微生物小球降解2-CP的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 固定化光合细菌的SBR反应器处理2-CP废水 |
| 7.1 研究目的与研究内容 |
| 7.1.1 研究目的与意义 |
| 7.1.2 研究内容 |
| 7.2 试验装置与研究方法 |
| 7.2.1 试验装置与运行方式 |
| 7.2.2 试验材料 |
| 7.2.3 试验仪器 |
| 7.2.4 试验方法 |
| 7.2.5 分析方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 固定化微生物小球投加量对2-CP降解效果的影响 |
| 7.3.2 不同运行参数对2-CP废水处理的影响 |
| 7.3.3 SBR生物反应器操作运行的稳定性 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的主要成果 |
| 作者简介 |
四、氯代酚同时厌氧好氧代谢过程的研究（论文参考文献）
- [1]MnO2/Pd负载泡沫镍复合电极还原2,4,6-三氯酚效能及机制[D]. 程睿. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]不同氧化还原条件下苯酚类污染物在土壤中转化及归趋研究[D]. 贾雄. 南京大学, 2020(12)
- [3]微纳分级结构Bi2O3基光催化剂的制备及转化氯代酚过程机制[D]. 孙宁. 黑龙江大学, 2020(04)
- [4]2,4,6-三氯酚厌氧脱氯菌富集及复合功能生物载体强化效能研究[D]. 顾思文. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [5]亚微米磁铁矿强化SBR处理三溴酚废水研究[D]. 杨帆. 大连理工大学, 2018(02)
- [6]氨基修饰的壳核型纳米铁强化厌氧微生物脱氯特性及机理研究[D]. 关泽宇. 华南理工大学, 2015(02)
- [7]基于共代谢作用微曝气SBR处理难降解有机废水研究[D]. 王建辉. 哈尔滨工业大学, 2014(12)
- [8]五氯酚在微氧条件下微生物降解途径的研究[J]. 孙世英,陈元彩. 造纸科学与技术, 2013(06)
- [9]制浆造纸废水的生物强化处理及废弃物发酵生物沼气的研究[D]. 陈洪雷. 华南理工大学, 2011(06)
- [10]沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustris）生物降解2-氯苯酚的研究[D]. 董怡华. 东北大学, 2011(06)