一、微生物絮凝剂在污水处理中的应用研究（论文文献综述）
章沙沙,柳增善,周红梅,徐健峰[1]（2022）在《微生物絮凝剂研究及在污水领域的应用现状》文中研究表明近年来,微生物絮凝剂对人体的安全性和环境友好性的种种优势,引起了人们的密切关注。文章归纳了微生物絮凝剂产生菌的种类,阐述了微生物絮凝剂絮凝作用影响因素,列举了微生物絮凝剂在各种类型污水处理中的广泛应用,并针对应用中的问题提出了未来的研发方向。
熊汝琴,吉春林,余平莲,龚建康[2]（2021）在《聚铁类高分子絮凝剂在生活污水处理中的应用研究》文中进行了进一步梳理聚铁类高分子絮凝剂是目前广泛用于生活污水处理中的一大类阳离子絮凝剂,包括单一型、复合型、无机-有机高分子复配型。本文综述了几种常用聚铁类高分子絮凝剂的絮凝机理、制备方法及特点,期望为城市污水处理过程中絮凝剂的合理选择提供参考。
张卫艺,张丽丽,直俊强,罗一鸣,孙越[3]（2021）在《絮凝剂在养殖污水处理中的应用》文中研究指明笔者针对养殖污水日产量大,有机物浓度高、氨氮含量高、悬浮物多等特征,总结了各类絮凝剂在养殖污水处理中的应用情况。通过对比不同絮凝剂的处理效果,分析了各类絮凝剂的特征,并对絮凝剂在养殖污水处理中的应用进行了展望。
王韬[4]（2021）在《多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究》文中进行了进一步梳理混凝法在工业废水预处理中得到广泛应用。混凝效果直接影响后续生物处理或高级氧化处理效率。提升混凝对工业废水中难生物降解有机物的去除效果,可降低后续处理工艺的负荷,提高水处理效率。论文首先利用微生物絮凝剂（MBF）阴离子活性基团丰富的特点,对其进行阳离子改性,合成了脱色性能良好的两性微生物絮凝剂（MBF-g-P（AM-DAC））。研究了MBF-g-P（AM-DAC）的最优合成条件和合成机理。将MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配,用来处理刚果红（CR）染料废水,研究不同影响因素对CR去除率的影响,并分析其混凝机理。此外,论文以甲基丙烯酸六氟丁酯（HFBMA）和丙烯酰胺（AM）为单体,通过胶束聚合合成了富含氟碳基团的疏水改性高分子絮凝剂（P（AM-HFBMA））,其对模拟废水中四种溶解性染料均有较好的去除效果。研究P（AM-HFBMA）的合成机理,分析P（AM-HFBMA）与聚合氯化铁铝（PAFC）复配使用时,二者发挥的不同作用。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在热引发条件下,MBF与AM、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）发生接枝共聚反应,得到两性高分子微生物絮凝剂MBF-g-P（AM-DAC）。通过傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、热重-差热分析（TG/DSC）、X射线光电子能谱分析（XPS）和X射线衍射分析（XRD）研究MBF-g-P（AM-DAC）组成、结构和特性,发现其具有丰富的氨基、羟基、羧基、铵基和酰氧基等活性基团。在MBF-g-P（AM-DAC）合成机理研究中发现,接枝共聚发生在MBF的氨基上。AM作为高活性单体促进了阳离子单体DAC与MBF的接枝共聚。对MBF-g-P（AM-DAC）在蒸馏水中所产生絮体进行比表面积分析,发现其絮体比表面积较大且具有大量的多孔结构,这有利于增强其吸附和网捕卷扫的混凝性能。（2）将自制MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配应用于模拟刚果红（CR）染料废水处理。混凝后CR染料的去除率较高、形成的絮体密实且体积大、沉降速率快、沉降时间短;而单加PSA处理时,形成的絮体小且松散,沉降速度慢,CR去除率较低。PSA和自制MBF-g-P（AM-DAC）在CR废水处理中起着不同的作用。PSA电中和作用强,但形成的絮体小;MBF-g-P（AM-DAC）的电中和作用较弱,但对絮体粒径增大有较大帮助。MBF-g-P（AM-DAC）及其絮体上的不饱和活性位点和较高的比表面积有助于CR的吸附,且存在物理吸附和化学吸附。（3）在紫外引发条件下,HFBMA与AM发生接枝共聚反应,得到含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）。通过表征分析发现,P（AM-HFBMA）具有丰富的氟基、酰胺基和酯基等多种活性基团。胶束聚合有助于合成具有微嵌段结构的高分子聚合物P（AM-HFBMA）。少量粘附在其表面的SDS提升了P（AM-HFBMA）的亲水性。P（AM-HFBMA）具有较多的活性位点,能增强与SDS和染料的相互作用。（4）将含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）应用于多种模拟染料废水的处理。P（AM-HFBMA）对浓度为250 mg/L的刚果红（CR）、亚甲基蓝（MB）、罗丹明B（Rh B）和甲基蓝（Ml B）模拟废水最佳去除率达到90%以上。P（AM-HFBMA）混凝性能优于三种市售PAM。PAFC和P（AM-HFBMA）复配使用时,PAFC主要起电中和作用,P（AM-HFBMA）主要起架桥作用,且有助于产生絮体。粘附在P（AM-HFBMA）表面的少量SDS能通过电荷吸引和疏水缔合作用增强P（AM-HFBMA）与染料相互作用。P（AM-HFBMA）上丰富的氟基与染料和SDS产生的氢键也增强了它们的相互作用,而其疏水缔合作用使絮体容易与水分离。该混凝过程存在吸附作用。
朱飞飞[5]（2021）在《淀粉基可降解絮凝剂在污水处理及污泥资源化处置中的应用研究》文中研究说明淀粉骨架上引入具有吸附、絮凝功能的侧链或基团,则可以获得具有各种吸附或絮凝性能的淀粉基衍生物,也因此成为污水处理和污泥资源化处置研究热点。本文使用醚化型阳离子淀粉和PAM为主要原料,硝酸铈为引发剂,成功接枝了酰胺基合成了淀粉基可降解絮凝剂（SDF）。本文首先确定了SDF合成的最佳条件,对SDF进行了表征;其次考察了SDF在三种不同污水絮凝的效果;同时以PAM为对照考察了淀粉基可降解絮凝剂的降解性能;然后使用SDF与PAM对养殖污水进行絮凝处理,对比两者絮凝效果;最终通过污泥堆肥实验探索了SDF絮凝污泥的堆肥性能,利用种植实验对堆肥产品进行评价。研究结果如下:（1）SDF通过在水中的溶解过程即可成功发生接枝反应,可以直接用于污水处理。实验结果显示淀粉链上引入了酰胺基,淀粉结构发生了变化,PAM成功接枝到淀粉支链上。SDF在处理印染污水时COD去除率达到95.56%;在处理厨余污水时使用量仅为PAM的1/40,其COD去除率、SS去除率和透光率分别为97.6%、99.2%和98.3%;进行制革污水处理时SDF絮凝实验结果优于PAM,浊度分别降低了50%和43.2%。（2）SDF可以被微生物有效降解,一年内基本完全降解降解。实验结果显示SDF内微生物增殖较快,PAM培养基内微生物适应期为SDF的2.5倍,SDF内p H变化幅度大,这是由于微生物分解SDF引起的。模拟自然降解实验显示,培养半年时SDF溶液内出大量微生物群落;SDF的p H、相对粘度和分子量变化量分别降低了25.6%、91.4%和62.98%而PAM对应的变化量分别为23%、58.2%和18.84%,实验显示SDF具有良好的降解性能。（3）SDF可以有效实现污泥的絮凝和脱水环节,絮凝后污泥实现了堆肥全过程。污泥絮凝实验中结果显示,SDF絮凝实验后上清液在COD去除率、SS去除率和浊度去除率中展现出良好性能;絮凝后污泥在CST、SRF和真空抽滤时间三方面占有优势。SEM扫描后微观图显示,SDF絮凝后污泥具有更多的空隙,表面凹凸不平。堆肥实验结果表明,SDF堆体内温度升高更快,温度大于55℃的有20天,温度最高达68.5℃,最终含水率下降了30.2%总重量减少了约1/3,有机质含量降低了15.7%堆肥顺利进行;PAM堆体温度上升缓慢,没有进入到高温期并且含水率仅下降了10.96%,有机质减少了3.5%;种植实验显示SDF堆肥产物有利于作物生长。
王岳能[6]（2020）在《稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价》文中研究表明目前我国大多数油田已进入注水开发后期,采出液含水量超过80%,导致产生了大量的采油污水,采油污水具有成分复杂、高悬浮物含量、高含油及高矿化度等特点,如果未经处理或者处理不当就排放,会对周围环境造成严重的污染。传统的污水处理剂已经难以满足国家环保要求,对于此类成分复杂难以处理的采油污水,新型絮凝剂的研发是必然趋势。本文以六水氯化铝（Al Cl3·6H2O）与七水氯化铈（Ce Cl3·7H2O）为无机组分,以丙烯酰胺与二甲基二烯丙基氯化铵为有机组分,以过硫酸铵与亚硫酸氢钠的氧化还原体系为引发剂,在一定条件下合成了一种无机-有机杂聚絮凝剂Al/Ce（OH）3-CPAM。表征结果表明,Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂的无机组分与有机组分之间形成了配位化学键,无机-有机组分实现杂聚。研究了各组分加量以及合成条件对产物的影响,无机组分总质量分数20%（质量比Al Cl3·6H2O:Ce Cl3·7H2O=7:3）,氢氧化钠质量分数8%,有机单体总质量分数为18%（质量比AM:DMDAAC=2:1）,引发剂总质量分数占有机单体质量总和的0.8%（摩尔比过硫酸铵:亚硫酸氢钠=1:1）,反应温度45℃,反应时间5h,合成产物的粘均分子量达到了953.3×104,杂聚率达到了62.3%。Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂在150mg/L的加量下,对海拉尔油田贝尔苏木301联合站污水取得良好的絮凝效果,污水矿化度对其絮凝性能影响较小,但对絮体的沉降影响较大;Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂的絮凝剂机理研究结果表明该絮凝剂同时具备电中和、吸附架桥以及网捕沉淀的作用机理。
孟祥君[7]（2020）在《混杂果皮混凝剂水处理效果及成分变化》文中提出本文以课题组前期的研发成果为基础,即以原料易得的香蕉皮和橘子皮为原材料,制备混杂果皮（HFP）混凝剂及防腐改性（AHFP）混凝剂,并对部分AHFP在应用前进行酸碱性调节及增加防腐剂量调节,分别记为AAHFP和IAHFP。在0-50 d内,随着储存时间的延长,以这四种药剂作为研究对象。通过烧杯实验测定其对腐殖酸模拟水和粘土模拟废水的水处理效果,通过显微镜、比浊法、稀释涂布平板法分别分析药剂中的微生物数量及形态、菌体浓度、菌落总数,通过蒽酮硫酸法测定总糖成分的动态变化;并且结合Zeta电位的表征来分析混凝机理。四种药剂的水处理效果均随着储存时间的延长波动式变化:（1）就浊度和色度去除率而言,同一药剂对同种原水的浊度和色度去除率变化趋势一致。AAHFP和AHFP对两种模拟水的两种去除率均经历先稳定再两次循环波动式下降的变化,前者的浊度和色度去除率基本分别达到80%和70%以上,明显优于AHFP,HFP对两种模拟水的去除率最先下降且最不稳定,IAHFP的去除率低于AAHFP;（2）四种药剂对腐殖酸模拟水的UV254去除率差距小,频繁波动范围为35%-60%,对粘土模拟水的去除率均为负;（3）四种药剂对腐殖酸模拟水的COD去除率低于粘土模拟废水。HFP的pH、颜色及性状、微生物、有机物变化明显早于其它三种药剂,除pH外,AAHFP和AHFP的各成分变化趋势基本一致且同步。在0-50 d的储存时间内,同一药剂的pH、颜色及性状变化基本同步。HFP、AHFP的pH均下降至酸性后再逐渐回升至碱性并且颜色变浅,二者的pH值在0 d时接近11且均为带天然香味的深棕色液体,分别在6 d和25 d时降至最低,分别为5.06和5.62,并且均变为浅棕色、粘稠状;二者的pH回升过程中均伴随臭味增强、挂壁现象及白色薄膜产生。而IAHFP的pH值大于HFP和AHFP,并且一直保持浅棕色。随着储存时间延长,同一药剂的微生物数量及形态观察、OD600值、菌落总数均上升且基本一致。药剂中的微生物数量增多、尺寸变大、出现明显的菌体聚集现象、微生物形态多样。培养发现药剂中产生了细菌、酵母菌、霉菌,HFP、AHFP、IAHFP的最高稀释倍数分别为1011、1013、1013,与OD600的变化过程基本一致:HFP的OD600值率先增大且最早稳定,37 d达到最大3.21;AHFP与AAHFP的OD600值在0-23 d内稳定,23 d以后逐渐增大至4.2;IAHFP的OD600值则先下降后上升至4.1。随储存时间的延长,除IAHFP的总有机物量总体略微上升,HFP、AHFP、AAHFP的总有机物量以及四种药剂的总糖含量均波动式下降。0-25 d,AAHFP与AHFP的总糖含量在HFP之上,25 d以后四种药剂的总糖含量基本在1 mg/m L以下且差距极小;IAHFP的总有机物量大多高于AHFP和AAHFP,HFP最低。四种药剂的水处理效果和成分均随着储存时间的变化而变化。HFP的水处理效果及成分最先变化且处于劣势。AAHFP对两种模拟水的水处理效果最佳,相较于AHFP,浊度和色度去除效果改善明显,UV254和COD去除效果改善不显着,并且酸碱性调节对成分变化的影响微小,与AHFP的各成分变化曲线基本无差别。而IAHFP的水处理效果及成分仅在部分时间略有改善。同一药剂的各成分变化互相影响,具有相关性。混凝剂的混凝机理主要是以药剂中有机物所富含的活性基团的吸附架桥作用为主,卷扫网捕为辅,AAHFP的混凝机理还包括电性中和。
蒲磊[8]（2020）在《巨大芽孢杆菌多糖型絮凝剂的纯化、结构鉴定和絮凝活性的研究》文中进行了进一步梳理微生物絮凝剂由于具备环境友好,易被降解的性质,近年来受到广泛的关注。本课题组前期从云南大叶种普洱茶叶片（Camellia assamica）中筛选得到一株内生细菌,发现其发酵液具有明显的絮凝活性,经鉴定该细菌为巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）,命名为B.megaterium PL8。其产生的胞外多糖型絮凝剂BM2对多种废水具有显着的絮凝效果。本研究对该多糖型絮凝剂BM2进行分离纯化、结构解析、絮凝机理探究,并且将其应用于多种废水处理。为该生物絮凝剂的工业应用提供了初步支持。本研究的实验结果如下:（1）B.megaterium PL8在30℃发酵72 h后,微生物生物絮凝剂产量为0.784±0.08g/L。粗提得到的絮凝剂总糖含量为78.5%（w/w）,蛋白含量为9.2%（w/w）。采用Sevag法除去絮凝剂中的蛋白,经过DEAE-52阴离子交换层析柱分离获得两种多糖组分BM1和BM2。其中BM2分子量为4.55×106 Da,总糖含量为87.8%。BM2单糖组成为摩尔比45.1:33.8:9.3:9.2:2.4的半乳糖:半乳糖醛酸:葡萄糖:葡萄糖醛酸:甘露糖。红外光谱和X射线光电子能谱显示BM2含有大量羧基和少量氨基。甲基化分析显示BM2中的糖苷键有7种,分别为（1→3）-linked Gal,（1→）-linked Gal,（1→）-linked Glc,（1→2）-linked Glc,（1→3）-linked Glc,（1→3,4）-linked Man和（1→2,6）-linked Man。（2）多糖型絮凝剂BM2对高岭土悬浮液的絮凝条件探究实验表明:BM2的浓度为30 mg/L时,絮凝活性达到最大值90.23%;BM2在p H 4～11范围内有着较高的絮凝活性,絮凝活性大于80%;在p H为8时,絮凝率达到最大值88.66%;BM2在温度20℃～100℃范围有着较高的稳定性,絮凝活性大于87%,在温度为60℃时达到最大值90.45%。多糖絮凝剂BM2对刚果红有明显的脱色作用,当BM2浓度为150 mg/L,刚果红初始浓度为100 mg/L,反应体系p H=7时,脱色率达到最大值为88.14%;BM2对重金属有吸附作用,当BM2浓度为1250 mg/L,金属离子初始浓度为100 ppm时,对Pb2+,Zn2+,Ni2+的吸附率分别为81.64%,51.82%和33%。（3）经过化学方法测得BM2和高岭土颗粒之间的作用键主要是离子键。絮凝反应前后的Zeta电位变化结果表明,BM2的主要絮凝机理可能是吸附架桥。
张周翀[9]（2020）在《旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响》文中研究表明污水生物处理装置中往往会出现一些微型动物,其中蛭形轮虫颇受关注,因为蛭形轮虫可以被用作为污水生物处理性能良好的指示生物,但对蛭形轮虫在污水生物处理中的作用仍不甚明了。本论文以活性污泥生物处理系统中一种常见的蛭形轮虫——旋轮虫为研究对象,探讨了旋轮虫及其分泌物对分离自活性污泥的絮凝性细菌的絮凝性和生长特性的影响、以及对序批式生物反应器（Sequencing Batch Reactor,SBR）污水生物处理性能和反应器中活性污泥的微生物群落结构的影响,以期揭示旋轮虫在生物处理系统中的作用、并为建立以利用微型动物有益作用为特征的提高活性污泥絮凝活性和污水处理性能的新技术提供科学依据。本论文的主要的研究内容和研究结果如下:（1）从活性污泥中分离和筛选细菌供后续实验使用。共分离出30株细菌,从中依据细菌的生长特性与絮凝性、筛选出8株细菌供后续实验使用。经过形态特征鉴定和16S r DNA测序鉴定,确定8株细菌分别为Alcaligenes faecalis XJ4,Alcaligenes aquatilis XJ19,Stenotrophomonas koreensis XJ20,Rheinheimera mesophila XJ22,Bacillus thuringiensis XJ23,Bacillus amyloliquefaciens XJ24,Bacillus cereus XJ25和Bacillus velezensis XJ26。（2）旋轮虫分泌物对细菌的生长密度和絮凝活性的影响。由于前期一些研究已经初步明确了旋轮虫对细菌的作用方式主要是通过其分泌物起作用,因此,相关研究的着眼点放在了旋轮虫分泌物上。8株细菌中2株细菌絮凝活性处于50%～60%、4株细菌絮凝活性处于60%～80%、2株细菌絮凝活性处于80%～100%,这些细菌按其絮凝活性的相对大小可以分成低、中、高三组。旋轮虫分泌物对低、中、高三组的细菌生长密度的平均提高率分别为31.7%、32.5%、29.6%、细菌絮凝活性的平均提高率分别为6.4%、17%、4.3%。这个结果显示出在细菌培养基中添加了旋轮虫分泌物后,细菌的生长密度和絮凝活性均有一定的促进作用,并提示了旋轮虫分泌物的促进作用对于中絮凝活性的细菌更为明显,这可能是因为低絮凝活性的细菌本身的生物絮凝剂分泌效率较低、限制较大,高絮凝活性的细菌提升空间较小,而中絮凝活性的细菌则具有较小的限制条件和较大的提升空间。（3）旋轮虫分泌物对细菌达到最大絮凝活性时间和最大生长密度时间的影响。对培养基中添加了旋轮虫分泌物的菌株XJ4和XJ20达到最大生长密度的时间相较于未添加旋轮虫分泌物的对照组提早了12 h,添加了旋轮虫分泌物的其余6种细菌达到最大生长密度的时间与对照组相同;添加了分泌物的XJ20,XJ23和XJ24达到最大絮凝活性的时间相较于对照组提早了12 h,添加了旋轮虫分泌物的其余5种细菌达到最大絮凝活性的时间与对照组相同。因此可见,旋轮虫分泌物可以缩短某些细菌达到最大生长密度和絮凝活性的时间,即具有促进细菌的生长速度和细菌产生絮凝物质的速度的作用。（4）旋轮虫及其分泌物对细菌的污染物去除性能的影响。8株细菌对生活污水中COD的去除率为33.2%～66.2%,对TOC的去除率为22.8%～53.8%;添加了旋轮虫分泌物以后8株细菌对COD的去除效率提高了4%～18.2%,平均提高了11.7%;添加了旋轮虫分泌物以后8株细菌对TOC的去除效率提高了0.8%～12.7%,平均提高了5.55%。旋轮虫分泌物可以在不同程度上提高细菌对有机物的去除效率的实验结果,提示了旋轮虫不仅影响细菌的生长,而且会影响细菌的活性。（5）旋轮虫及其分泌物对SBR的污水生物处理性能的影响。设置了3个实验组:在SBR中添加了旋轮虫的轮虫组（R组）,添加了旋轮虫分泌物的旋轮虫分泌物组（RS组）,以及旋轮虫或旋轮虫分泌物均未添加的对照组（C组）。SBR污水处理系统中,在运行12 h时R组和RS组的COD、TOC、NH3-N、TN和TP去除率均显着高于对照组,其中C组、R组、RS组的COD去除率分别为70.4%、79.1%、82.5%;在整个实验期间（12 h-10 d）,3组的污染物去除率总体上较为相近,其中C组、R组、RS组的COD去除率分别为89.8%、92.4%、92.8%。表明在SBR运行初期,即反应器的生物处理性能尚未处于较高水平时,旋轮虫的存在或旋轮虫分泌物的添加均有较明显的提高生物处理性能的作用;而在反应器的生物处理性能处于较高水平时,旋轮虫的存在或旋轮虫分泌物的添加对生物处理性能的提高作用就很有限。R组与RS组对污染物的去除效果基本上很相近,提示了旋轮虫在生物处理中的有益作用主要是通过旋轮虫分泌物的形式发挥作用。（6）旋轮虫及其分泌物对微生物群落结构的影响。对C组、R组和RS组的活性污泥样品的微生物测序结果的优化序列和Coverage分析结果分别表明,测序数据量足以检测足够的物种,测序深度高、测序结果可以代表活性污泥中微生物群落结构的真实情况。对C组、R组和RS组的样品的稀释性曲线分析、丰度等级曲线分析和韦恩图（VENN）分析结果分别表明,3组样品具有相似的变化趋势和幅度、3组样品的均匀度相似、3组样品间的微生物种类差异较小。对活性污泥样品中的Chao指数、Ace指数和Simpson指数的分析结果均表明,3组样品中的微生物群落的丰富度较为相近。C组、R组和RS组样品的Shannon指数分别为4.83,4.87和4.97,表明3组生物多样性相似,R组和RS组的多样性略优于C组。对C组、R组和RS组的活性污泥样品的微生物相对丰度分析结果表明,3组在门、纲、目、科、属水平上优势种类的组成均具有一定的相似性。上述结果总体上表明在SBR运行结束时C组、R组和RS组之间具有相似的微生物群落结构,R组和RS组的有些微生物学指标略优于C组。比较SBR运行后期3组之间的的污染物去除效能特点与运行结束时3组之间的微生物群落结构特点,显示出污水处理效能与微生物群落结构组成有高度的一致性。
Phanvongkham Soudsaphone[10]（2020）在《混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究》文中研究说明混凝沉淀技术因其技术难度低和投资运营成本少的特点作为常用的污水处理工艺被广泛应用于城市生活污水、印染废水、含油废水、垃圾渗滤液等各领域中,传统的混凝剂存在投药量大、对水质水量适应性差、混凝效果差、剩余污泥量大等问题一直使得混凝沉淀技术在实际工程应用中受限,新型混凝剂存在研究开发技术难度大和价格高昂等因素成为混凝沉淀技术发展的瓶颈。本文从实际情况出发,选取价格相对便宜的传统混凝剂和新型混凝剂作为研究对象,从复配混凝剂强化处理效果的思路出发,对实际城市生活污水和铁路三段废水进行了研究,主要研究内容及结果如下:1.混凝剂单独投加投药量对污染物去除的研究表明:（1）FeCl3单独投加时投药量宜控制在60mg/L～90mg/L,COD、SS、TP、TN平均去除率分别接近40.00%、81.00%、48.00%、24.00%,在FeCl3投加量为100mg/L时对COD、TP的去除率达到最大,分别为45.11%和60.00%;（2）Al2（SO4）3单独投加时最佳投药量为80mg/L,COD、SS、TP、TN去除率分别为38.20%、88.20%、32.10%、28.00%;（3）PAC单独投加时最佳投药量为80mg/L,COD、SS、TP、TN的去除率分别为64.20%、90.11%、62.10%、27.10%;（4）单独投加PAM时所需的投药量大大减少,最佳投药量为1.5mg/L,COD、SS、TP、TN去除率分别为30.00%、84.20%、28.10%、22.20%;（5）对比发现混凝剂单独投加时对污染物的去除效果及节约的投药量为:PAM>PAC>FeCl3>Al2（SO4）3。2.PAM与其它混凝复配处理生活污水的研究表明:（1）PAM+Fe Cl3复配混凝剂最佳投加量为PAM:1.6mg/L,FeCl3:50mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到99.21%、69.54%、63.58%、45.26%;（2）PAM+Al2（SO4）3复配混凝剂最佳投加量为PAM:2.0mg/L,Al2（SO4）3:60mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到97.55%、69.88%、63.34%、41.88%;（3）PAM+PAC复配混凝剂最佳投加量为PAM:1.2mg/L,PAC:70mg/L,对SS、COD、TP、TN的去除率分别达到99.51%、72.56%、68.87%、47.53%;（4）各复配混凝剂对比来看,对实际生活污水中各污染指标的去除效果及节约的投药量为:PAM+PAC>PAM+FeCl3>PAM+Al2（SO4）3。3.PH条件对复配混凝剂处理污水的研究表明:（1）PAM+FeCl3复配对进水酸性有一定的耐受性,在PH值为5～7之间,对污染物有很好的去除效果,该复配最佳PH值应略小于7,呈偏酸性;（2）PAM+Al2（SO4）3复配最佳PH值大于7,呈偏碱性,且对进水PH值适用范围较窄,酸性条件下,对污染物的去除效果较差;（3）PAM+PAC复配最佳PH值略大于7,呈偏碱性,该复配混凝剂对进水PH值适用范围宽泛,在PH值为5～9之间,对污染物能够达到很好的处理效果;（4）各复配混凝剂对进水PH值适用范围大小为:PAM+PAC>PAM+FeCl3>PAM+Al2（SO4）3。4.采用PAC–PAM混凝剂对实际铁路施工废水进行处理研究表明:PAC–PAM混凝剂对废水中主要污染物的去除效果较好,PAC-PAM混凝剂最佳投加量为40mg/L时,剩余SS、油脂、COD分别为68.55mg/L、3.42mg/L、75.61mg/L,可以达到中国《污水综合排放标准》中的一级标准（GB 8978–1996）。5.采用不同PAC:PAM质量比对实际铁路含油废水处理结果表明:在PAM:PAC质量比为1:130时为最佳比值,其对污水中SS、油脂、COD的去除率分别达到95.28%、74.69%、74.15%,可以达到中国《污水综合排放标准》中的一级标准（GB 8978–1996）。
二、微生物絮凝剂在污水处理中的应用研究（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、微生物絮凝剂在污水处理中的应用研究（论文提纲范文）
（1）微生物絮凝剂研究及在污水领域的应用现状（论文提纲范文）
| 1 微生物絮凝剂产生菌的种类 |
| 2 对絮凝作用的影响因素 |
| 2.1 温度 |
| 2.2 pH |
| 2.3 微生物絮凝剂的添加剂量 |
| 2.4 助凝剂的影响 |
| 3 微生物絮凝剂在废水处理中的应用现状 |
| 3.1 畜牧畜禽养殖废水处理 |
| 3.2 城市生活污水处理 |
| 3.3 水产养殖废水处理 |
| 3.4 染料废水脱色 |
| 3.5 含重金属废水处理 |
| 3.6 食品工业废水处理 |
| 3.7 造纸废水处理 |
| 3.8 化工工业废水处理 |
| 3.9 制药废水处理 |
| 4 微生物絮凝剂研发方向 |
（2）聚铁类高分子絮凝剂在生活污水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 1 前言 |
| 2 常见铁系高分子絮凝剂简介 |
| 2.1 单一高分子絮凝剂 |
| 2.1.1 聚合硫酸铁(PFS)絮凝剂 |
| 2.1.2 聚合氯化铁(PFC)絮凝剂 |
| 2.1.3 聚硅酸铁(PFSS)絮凝剂 |
| 2.2 复合型高分子絮凝剂 |
| 2.2.1 聚硅酸铝铁(PAFSC)絮凝剂 |
| 2.2.2 聚合磷硫酸铁(APPFS)絮凝剂 |
| 2.3 无机-有机高分子复配絮凝剂 |
| 2.3.1 铁系-合成有机高分子复合型絮凝剂 |
| 2.3.2 铁系-天然有机高分子复合型絮凝剂 |
| 3 结论 |
（3）絮凝剂在养殖污水处理中的应用（论文提纲范文）
| 1 无机絮凝剂 |
| 1.1 无机低分子絮凝剂 |
| 1.2 无机高分子絮凝剂 |
| 2 有机絮凝剂 |
| 2.1 有机合成高分子絮凝剂 |
| 2.2 天然有机高分子絮凝剂 |
| 2.3 微生物絮凝剂 |
| 3 结语与展望 |
（4）多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染概述 |
| 1.1.2 水环境质量标准 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 印染废水污染现状 |
| 1.2.2 印料废水的危害 |
| 1.2.3 印染废水常规处理技术 |
| 1.3 絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 混凝法及絮凝剂的分类 |
| 1.3.2 絮凝剂国内外研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究背景及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 多活性基团絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.2 P(AM-HFBMA)絮凝剂的合成方法 |
| 2.3 絮凝剂特性的测定方法 |
| 2.3.1 固含量的测定方法 |
| 2.3.2 阳离子度的测定方法 |
| 2.3.3 分子量的测定方法 |
| 2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 差热-热重（DSC-TGA）分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.4 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.5 核磁共振分析 |
| 2.4.6 氮气吸附-脱附测量分析 |
| 2.4.7 扫描电镜图像分析 |
| 2.5 混凝实验方法及机理分析方法 |
| 2.5.1 混凝实验方法 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 第3章 富含离子基团的微生物絮凝剂合成及其对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成条件优化 |
| 3.2.1 引发剂的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.2 MBF与AM质量比对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.3 DAC的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.4 反应温度对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.5 引发时间对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.6 p H对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.3 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的分子结构及特性研究 |
| 3.3.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂组成与结构研究 |
| 3.3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂热稳定性研究 |
| 3.3.3 MBF-g-P(AM-DAC)的合成机理 |
| 3.4 MBF-g-P(AM-DAC)对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.4.1 MBF-g-P(AM-DAC)投加量和沉降时间对刚果红去除率的影响研究 |
| 3.4.2 絮体粒径大小分布和表面特征研究 |
| 3.4.3 Zeta电位分析 |
| 3.5 MBF-g-P(AM-DAC)及其所产絮体的吸附性能 |
| 3.5.1 N_2吸附-脱附曲线(BET)分析 |
| 3.5.2 吸附等温线分析 |
| 3.6 模拟废水中刚果红去除机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 含氟碳基团的有机高分子絮凝剂合成及对多种模拟染料废水处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 P(AM-HFBMA)的合成及组成结构研究 |
| 4.2.1 P(AM-HFBMA)的合成 |
| 4.2.2 P(AM-HFBMA)的组成结构研究 |
| 4.2.3 P(AM-HFBMA)的合成机理 |
| 4.2.4 P(AM-HFBMA)的特性研究 |
| 4.3 P(AM-HFBMA)对多种染料的处理研究 |
| 4.3.1 P(AM-HFBMA)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.3.2 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3.3 p H对脱色效果的影响 |
| 4.4 P(AM-HFBMA)及其絮体的吸附特性研究 |
| 4.4.1 吸附动力学分析 |
| 4.4.2 吸附等温线分析 |
| 4.5 P(AM-HFBMA)对染料的去除机理研究 |
| 4.5.1 紫外可见吸收光谱和红外光谱分析 |
| 4.5.2 Zeta电位分析 |
| 4.6 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较及应用前景分析 |
| 4.6.1 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较 |
| 4.6.2 P(AM-HFBMA)应用前景分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果及获奖情况 |
（5）淀粉基可降解絮凝剂在污水处理及污泥资源化处置中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国污水排放量及处理现状 |
| 1.2 淀粉絮凝剂在污水和污泥处理中的应用 |
| 1.2.1 淀粉絮凝剂在污水处理中的应用 |
| 1.2.2 淀粉絮凝剂在污泥处理中的应用 |
| 1.3 污泥危害、处理方式、处理方式对环境影响及资源化现状 |
| 1.3.1 污泥危害 |
| 1.3.2 污泥处理方式 |
| 1.3.3 污泥处理方式对环境影响 |
| 1.3.4 污泥资源化现状 |
| 1.4 淀粉基絮凝剂的研究现状 |
| 1.4.1 淀粉结构 |
| 1.4.2 阳离子淀粉基絮凝剂 |
| 1.4.3 阴离子淀粉基絮凝剂 |
| 1.4.4 非离子型淀粉基絮凝剂 |
| 1.4.5 两性淀粉基絮凝剂 |
| 1.4.6 复合型淀粉絮凝剂 |
| 1.4.7 淀粉基絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.5 淀粉基絮凝剂在污水和污泥资源化中的应用潜力 |
| 1.5.1 淀粉基絮凝剂在污水处理中的应用潜力 |
| 1.5.2 淀粉基絮凝剂在污泥资源化中的应用前景 |
| 1.6 论文研究的意义 |
| 1.7 论文研究的内容及技术路线 |
| 1.7.1 论文研究的内容 |
| 1.7.2 技术路线图 |
| 1.8 论文创新点 |
| 第2章 SDF的制备及其在污水中的应用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 SDF的制备方法 |
| 2.3.2 SDF在不同污水处理中的实验方法 |
| 2.3.3 SDF的表征 |
| 2.3.4 SDF在污水处理实验中的检测方法 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 SDF的制备结果 |
| 2.4.2 SDF表征结果 |
| 2.4.3 SDF在不同污水处理中的实验结果 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 SDF的降解性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验仪器与试剂 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 微生物降解实验 |
| 3.3.2 SDF和PAM长期降解对比实验 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 微生物降解实验结果 |
| 3.4.2 SDF和PAM长期降解对比实验结果与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 SDF在污泥处理和资源化中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验仪器与材料 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 污泥絮凝脱水实验 |
| 4.3.2 堆肥实验 |
| 4.3.3 堆肥产物种植实验 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 污泥处理实验结果 |
| 4.4.1.1 污泥处理上清液实验结果 |
| 4.4.1.2 絮凝污泥理化性质实验分析 |
| 4.4.1.3 污泥微观结构分析 |
| 4.4.2 堆肥过程检测 |
| 4.4.3 堆肥产物检测结果及成本核算 |
| 4.4.4 种子发芽率和种植效果对比研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
（6）稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 创新点摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂概述 |
| 1.2.1 絮凝剂简介 |
| 1.2.2 絮凝剂分类 |
| 1.2.3 絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.3 无机-有机高分子絮凝剂研究现状及发展趋势 |
| 1.4 选题依据、研究依据及研究内容 |
| 第二章 稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.2 Al/Ce(OH)_3-CPAM合成路线 |
| 2.3 产物表征方法 |
| 2.3.1 粘均分子量测定 |
| 2.3.2 杂聚率测定 |
| 2.3.3 红外光谱分析 |
| 2.3.4 扫描电镜分析 |
| 2.3.5 热重分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 合成条件对Al/Ce(OH)_3-CPAM的影响 |
| 2.4.2 红外光谱分析 |
| 2.4.3 扫描电镜分析 |
| 2.4.4 热重分析 |
| 2.5 聚合机理 |
| 2.5.1 无机聚合机理 |
| 2.5.2 有机聚合机理 |
| 2.5.3 Al/Ce(OH)_3-CPAM 聚合方式 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 Al/Ce(OH)_3-CPAM的絮凝性能研究 |
| 3.1 实验样品及仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 絮凝性能对比 |
| 3.2.2 絮凝剂絮凝性能影响因素研究 |
| 3.2.3 计算方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮凝性能 |
| 3.3.2 影响絮凝的因素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Al/Ce(OH)_3-CPAM絮凝机理分析 |
| 4.1 实验药品及仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 絮体形态分析 |
| 4.2.2 Zeta电位分析 |
| 4.2.3 粒径分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 絮体形态分析 |
| 4.3.2 Zeta电位分析 |
| 4.3.3 粒径分析 |
| 4.4 Al/Ce(OH)_3-CPAM絮凝机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（7）混杂果皮混凝剂水处理效果及成分变化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水资源现状 |
| 1.1.1 水资源短缺问题 |
| 1.1.2 水资源污染现状 |
| 1.1.3 水资源的开发利用 |
| 1.2 水处理技术简介 |
| 1.2.1 水处理技术概述 |
| 1.2.2 混凝水处理技术 |
| 1.3 混凝剂的研究进展 |
| 1.3.1 无机混凝剂 |
| 1.3.2 有机混凝剂 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂 |
| 1.4 天然有机高分子混凝剂的研究进展 |
| 1.4.1 研究概况 |
| 1.4.2 在水处理中的应用 |
| 1.4.3 存在的问题 |
| 1.4.4 研究发展方向 |
| 1.5 混凝机理研究现状 |
| 1.6 本论文研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容与技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验原材料及试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验水样及水质 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 混杂果皮混凝剂的制备 |
| 2.2.2 烧杯实验 |
| 2.2.3 混凝实验水样检测项目 |
| 2.2.4 混凝剂的pH变化 |
| 2.2.5 混凝剂的颜色及性状变化 |
| 2.2.6 混凝剂中微生物的数量和形态观察 |
| 2.2.7 菌体浓度的测定 |
| 2.2.8 菌落总数的测定 |
| 2.2.9 总糖的测定 |
| 2.2.10 总有机物的测定 |
| 2.2.11 Zeta电位的表征分析 |
| 第三章 混杂果皮混凝剂的水处理效果随储存时间的变化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 对腐殖酸模拟水的水处理效果 |
| 3.2.1 浊度去除率 |
| 3.2.2 色度去除率 |
| 3.2.3 UV254去除率 |
| 3.2.4 COD去除率 |
| 3.3 对粘土模拟废水的水处理效果 |
| 3.3.1 浊度去除率 |
| 3.3.2 色度去除率 |
| 3.3.3 UV254去除率 |
| 3.3.4 COD去除率 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 混杂果皮混凝剂的成分随储存时间的变化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 混凝剂pH的变化 |
| 4.3 混凝剂的颜色及性状变化 |
| 4.4 微生物的变化 |
| 4.4.1 数量与形态观察 |
| 4.4.2 菌体浓度 |
| 4.4.3 菌落总数 |
| 4.5 有机物的变化 |
| 4.6 相关性分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 混杂果皮混凝剂的混凝机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 混凝机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（8）巨大芽孢杆菌多糖型絮凝剂的纯化、结构鉴定和絮凝活性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水资源概况 |
| 1.2 絮凝剂的定义 |
| 1.3 絮凝剂的分类 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机絮凝剂 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂 |
| 1.4 微生物絮凝剂的分离纯化及结构表征 |
| 1.4.1 微生物絮凝剂的分离提取 |
| 1.4.2 微生物絮凝剂的化学组成及结构分析 |
| 1.5 本课题研究目的及意义 |
| 1.5.1 目的及意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第二章 多糖型微生物絮凝剂的分离纯化 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 实验菌种 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验原料与试剂 |
| 2.1.4 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌种鉴定 |
| 2.2.2 细菌发酵 |
| 2.2.3 絮凝活性的测定方法 |
| 2.2.4 絮凝活性分布测定 |
| 2.2.5 多糖型絮凝剂的提取与分离 |
| 2.2.6 探究多糖和蛋白对絮凝活性影响 |
| 2.2.7 多糖型絮凝剂的柱层析纯化 |
| 2.2.8 多糖型絮凝剂的理化性质测定 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 菌种鉴定 |
| 2.3.2 絮凝活性分布 |
| 2.3.3 粗絮凝剂的化学组成 |
| 2.3.4 絮凝活性成分鉴定 |
| 2.3.5 粗絮凝剂的柱层析纯化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 多糖型絮凝剂的结构鉴定 |
| 3.1 实验材料与设备 |
| 3.1.1 实验材料与试剂 |
| 3.1.2 实验仪器与设备 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 多糖BM2的分子量测定 |
| 3.2.2 多糖絮凝剂BM2的单糖组成分析 |
| 3.2.3 红外光谱分析 |
| 3.2.4 X射线吸收光谱分析 |
| 3.2.5 多糖BM2的甲基化分析 |
| 3.2.6 扫描电镜分析 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 纯化多糖BM2分子量 |
| 3.3.2 单糖组成分析 |
| 3.3.3 红外光谱分析 |
| 3.3.4 X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.5 多糖BM2的甲基化分析 |
| 3.3.6 多糖BM2的扫描电镜分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 絮凝剂在污水中的应用 |
| 4.1 实验材料与设备 |
| 4.1.1 实验材料与试剂 |
| 4.1.2 实验仪器与设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 多糖BM2絮凝条件探究 |
| 4.2.2 絮凝剂BM2应用于模拟废水 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 多糖BM2絮凝条件探究 |
| 4.3.2 对刚果红、亚甲基蓝染料废液处理效果研究 |
| 4.3.3 对重金属溶液的吸附研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物絮凝剂BM2的絮凝机理研究 |
| 5.1 实验材料与设备 |
| 5.1.1 实验材料与试剂 |
| 5.1.2 实验仪器与设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 微生物絮凝剂BM2与高岭土颗粒结合键的探究 |
| 5.2.2 微生物絮凝剂投入过程电化学性质的变化研究 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 絮凝剂BM2与高岭土结合键的探究 |
| 5.3.2 Zeta电位分析 |
| 5.3.3 BM2的絮凝机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 活性污泥的絮凝沉降性能 |
| 1.1.1 投加化学絮凝剂提高活性污泥沉降性 |
| 1.1.2 投加生物絮凝剂提高活性污泥沉降性 |
| 1.2 活性污泥的污水处理性能 |
| 1.2.1 细菌对活性污泥性能的影响 |
| 1.2.2 微型动物对活性污泥性能的影响 |
| 1.3 蛭形旋轮虫 |
| 1.3.1 蛭形旋轮虫在污水生物处理系统中的地位和研究现状 |
| 1.3.2 蛭形旋轮虫分泌物研究的可行性 |
| 1.4 本论文的研究目的、研究意义以及研究内容 |
| 1.5 本论文研究的技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 第二章 活性污泥中絮凝性细菌的分离、筛选和鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 细菌的分离、纯化方法 |
| 2.1.3 絮凝性细菌的筛选方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 絮凝性细菌的筛选 |
| 2.2.2 8株絮凝性细菌的鉴定 |
| 2.2.3 絮凝性细菌的生长特性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 旋轮虫分泌物对细菌的絮凝功能和污染物去除性能的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 仪器和设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 旋轮虫分泌物对细菌生长和絮凝功能的影响 |
| 3.2.2 旋轮虫分泌物对细菌在生活污水中有机物去除效率的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 旋轮虫分泌物对活性污泥处理性能的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 仪器和设备 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 COD和 TOC的去除 |
| 4.2.2 NH_3-N和TN的去除 |
| 4.2.3 TP的去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 旋轮虫及其分泌物对微生物群落结构的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与设备 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 多样性指数计算方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 微生物种群丰度和多样性 |
| 5.2.2 样品相似性分析 |
| 5.2.3 多样性指数分析 |
| 5.2.4 细菌群落结构特征 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者在攻读硕士学位期间公开发表的成果 |
| 致谢 |
（10）混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 城市污水的基本情况 |
| 1.1.2 铁路废水的现状 |
| 1.2 混凝沉淀法在污水处理中的应用 |
| 1.2.1 混凝沉淀法概述 |
| 1.2.2 混凝沉淀法的影响因素 |
| 1.2.3 混凝剂的开发及混凝技术优缺点 |
| 1.2.4 新型强化混凝技术的应用研究 |
| 1.3 课题研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线及方法 |
| 第2章 试验材料与测定方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水及水质 |
| 2.1.2 试验药品 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.2 试验方法及检测指标 |
| 第3章 不同混凝剂单因素作用下单独投加处理效果研究 |
| 3.1 混凝剂单独投加投加量对污染物去除的影响 |
| 3.1.1 FeCl3处理污水效果研究 |
| 3.1.2 Al_2(SO_4)_3处理污水效果研究 |
| 3.1.3 PAC处理污水效果研究 |
| 3.1.4 PAM处理污水效果研究 |
| 3.2 本章小结 |
| 第4章 PAM与其它混凝剂复配处理生活污水的试验研究 |
| 4.1 不同混凝剂复配对污水中SS的处理效果对比 |
| 4.1.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.1.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.1.3 PAM+PAC复配对污水中SS的处理效果 |
| 4.2 不同混凝剂复配对污水中COD的处理效果对比 |
| 4.2.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.2.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.2.3 PAM+PAC复配对污水中COD的处理效果 |
| 4.3 不同混凝剂复配对污水中TP的处理效果对比 |
| 4.3.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.3.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.3.3 PAM+PAC复配对污水中TP的处理效果 |
| 4.4 不同混凝剂复配对污水中TN的处理效果对比 |
| 4.4.1 PAM+FeCl_3 复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.4.2 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.4.3 PAM+PAC复配对污水中TN的处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 PH条件对复配混凝剂处理污水效果的试验研究 |
| 5.1 PH对 PAM+FeCl_3 复配处理污染物的影响 |
| 5.2 PH对 PAM+Al_2(SO_4)_3 复配处理污染物的影响 |
| 5.3 PH对 PAM+PAC复配处理污染物的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 混凝剂处理铁路三段废水试验研究 |
| 6.1 铁路隧道施工废水的来源及特性 |
| 6.2 铁路三段废水的处理方法 |
| 6.3 PAC-PAM混凝剂处理铁路废水 |
| 6.3.1 PAC-PAM混凝剂处理铁路施工废水 |
| 6.3.2 不同质量比PAC:PAM处理铁路机务段及车辆段含油废水 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论及建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、微生物絮凝剂在污水处理中的应用研究（论文参考文献）
- [1]微生物絮凝剂研究及在污水领域的应用现状[J]. 章沙沙,柳增善,周红梅,徐健峰. 环境保护科学, 2022
- [2]聚铁类高分子絮凝剂在生活污水处理中的应用研究[J]. 熊汝琴,吉春林,余平莲,龚建康. 广东化工, 2021(22)
- [3]絮凝剂在养殖污水处理中的应用[J]. 张卫艺,张丽丽,直俊强,罗一鸣,孙越. 当代畜牧, 2021(07)
- [4]多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究[D]. 王韬. 重庆工商大学, 2021(08)
- [5]淀粉基可降解絮凝剂在污水处理及污泥资源化处置中的应用研究[D]. 朱飞飞. 青岛科技大学, 2021(02)
- [6]稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价[D]. 王岳能. 东北石油大学, 2020(03)
- [7]混杂果皮混凝剂水处理效果及成分变化[D]. 孟祥君. 济南大学, 2020(01)
- [8]巨大芽孢杆菌多糖型絮凝剂的纯化、结构鉴定和絮凝活性的研究[D]. 蒲磊. 华南理工大学, 2020
- [9]旋轮虫对细菌絮凝功能与污水生物处理性能的影响[D]. 张周翀. 上海大学, 2020(02)
- [10]混凝沉淀法去除城市污水及铁路三段废水中典型污染物试验研究[D]. Phanvongkham Soudsaphone. 兰州交通大学, 2020(01)