一、气相色谱法测定亚硝态氮研究（论文文献综述）
姚雨欣,钟新华,李慧贤,范蔚林,项琪,黄亚东[1]（2021）在《深海沉积物高效脱氮菌筛选分离及其脱氮特性研究》文中认为【背景】深海海域具有高压、低温、无光等环境条件,蕴含着丰富而独特的微生物资源。【目的】从深海沉积物中定向分离、筛选脱氮效率高的好氧脱氮菌株资源,并揭示其脱氮特性,为开发水体脱氮微生物技术提供物质基础。【方法】以东太平洋、南大西洋、西南印度洋共10个站位的深海沉积物为研究材料,在28°C下使用无机氮源连续进行两轮富集培养,然后定性筛选可以脱除氨氮、亚硝态氮和硝态氮的菌株,并通过形态学和16S rRNA基因序列分析进行初步分类鉴定;对优选得到的功能菌株,分别采用以氨氮、亚硝态氮、硝态氮为唯一氮源的培养基定量研究其生长和脱氮性能。【结果】从10份大洋深海沉积物样品中共分离得到49株好氧反硝化菌,其中3株在有氧条件下反硝化效率较高,分别命名为Pseudomonassp.G111、Pseudomonassp.G112和Dietziamaris W023a,其中菌株G111和G112与模式菌株博岑假单胞菌Pseudomonas bauzanensis BZ93T的16S rRNA基因序列相似度为99.2%,菌株W023a与模式菌株海洋迪茨氏菌DietziamarisATCC35013T的16SrRNA基因序列相似度为99.9%。菌株G111、G112和W023a培养48h后,对氨氮的脱除率分别为98.0%、85.2%和97.6%;对亚硝态氮的脱除率分别为71.9%、67.5%和34.7%;对硝态氮的脱除率分别为66.0%、52.6%和56.3%。菌株G111、G112和W023a均为异养硝化-好氧反硝化菌,可通过好氧反硝化作用将亚硝态氮和硝态氮还原为含氮气体,也可通过异养硝化-好氧反硝化作用将氨氮转化为含氮气体。【结论】从深海沉积物中分离筛选得到3株高效好氧反硝化菌,所获得的菌株在水体净化、污水处理、生态系统修复等领域具有应用潜力。
李佳[2]（2021）在《乌梁素海湿地不同微生境下温室气体通量及其驱动因子研究》文中研究说明湿地生态系统是温室气体CO2、CH4和N2O主要的天然排放源之一,减少自然湿地的温室气体排放受到全球广泛关注。乌梁素海湿地是我国北部干旱区具有代表性的湿地,本文通过室内培养法,研究了乌梁素海湿地湖滨带CO2、CH4和N2O通量的释放规律,综合分析土壤理化指标和微生物因子与温室气体通量的相关性,并利用线性混合效应模型评估CO2、CH4和N2O通量的主要环境驱动因子。主要结果如下:（1）乌梁素海湿地湖滨带不同微生境下土壤中温室气体通量存在明显的空间异质性。CO2通量:有植被群落生境排放通量>无植被生境;CH4通量:白刺和碱蓬植被下的土壤基质表现为CH4的吸收汇,其它样点表现为CH4的排放源;N2O通量:除碱蓬外,基本表现为有植被群落生境排放通量>无植被生境。（2）土壤理化指标及与温室气体通量相关性分析结果表明,有机碳与土壤粘粒呈极显着正相关,CH4通量与土壤含水率呈极显着正相关,盐度和NO3--N呈显着正相关;NO3--N和NH4+-N呈显着正相关。（3）不同微生境土壤基质中优势菌群为变形菌门、放线菌门、绿弯菌门、厚壁菌门、拟杆菌门、芽单胞菌门、Desulfobacterota门、酸杆菌门、Patescibacteria门、弯曲杆菌门。CH4和CO2通量与绿弯菌门、Desulfobacterota门和酸杆菌门的相对丰度呈正相关关系,与放线菌门、拟杆菌门、芽单胞菌门的相对丰度呈负相关。N2O通量与变形菌门、Patescibacteria门的相对丰度表现出正相关性。（4）采用线性混合效应模型分析得出:非生物因子土壤盐度、有效磷、硝态氮、含水率和生物因子pmoA、nosZ、16S rRNA基因丰度共同影响CH4通量;非生物因子亚硝态氮、总氮、土壤质地、有机碳和生物因子pmoA、nosZ、16S rRNA基因丰度共同影响N2O通量;非生物因子土壤盐度、有效磷、亚硝态氮、总氮、土壤质地和生物因子pmoA、16S rRNA基因丰度共同影响CO2通量。
张正文[3]（2021）在《电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究》文中研究说明煤炭是我国的主体能源,社会的发展和经济的转型敦促着煤炭行业创新发展、减少污染,以低阶煤热解分质利用为代表的新型煤化工技术促进了煤炭清洁化、低碳化利用。然而煤热解废水中污染物质组分复杂,处理难度大,新型煤化工行业严苛的废水“近零排放”标准要求煤热解废水得到处理和回用。基于煤热解废水生物预处理出水COD/N较低且有机物为难降解的酚类、氮杂环类物质,传统的反硝化工艺对废水中硝态氮的去除效果较差的情况,本论文立足于废水中的硝态氮的处理,开展了电化学强化生物反硝化工艺对煤热解废水中硝态氮的去除应用基础研究。研究中利用外电压电解强化微生物对煤热解废水中的硝态氮进行了去除,将铁阳极引入外电压电解强化微生物反硝化过程中并研究了铁阳极的影响,构建了铁碳微电解与微生物耦合工艺,揭示出电化学强化的混合营养型反硝化对低COD/N的煤热解废水中硝态氮去除的促进作用。开展外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除研究试验时发现,在进水电导率为3.0 m S/cm、p H为7.5以及外加电压为0.9 V时,废水中的COD和TN去除率分别为95.30±2.25%和94.93±2.00%,比对照组分别高6.7%和15.15%,外加电压继续增加为1.1 V,反硝化生成的亚硝态氮会被阳极再氧化,TN去除率下降为88.29±3.28%。适宜外电压的存在使装置中形成了较高的阳极电位和较低的阴极电位,废水中的电活性微生物以阳极为电子受体降解有机物,自养型反硝化菌以阴极为电子供体还原硝态氮。废水中氮元素的去除路径分析表明,实验组装置中的N2O浓度比对照组高758.37 ppm,说明外电压作用下部分硝态氮还原为N2O而非N2。在外电压的作用下,污泥中微生物胞外聚合物（EPS）中蛋白质的含量增加,在电极上形成包裹膜,增大了微生物与电极的接触面积。反硝化过程中关键酶的丰度表明,外电压作用下,细菌分泌的周质异化硝酸盐还原酶（Nap A）增加,促进了硝态氮的还原,氧化亚氮还原酶（Nos Z）活性的下降和碳源的不足使N2O的还原受阻。通过对微生物群落结构的分析,发现了酚降解菌Zoogloea、电活性微生物Pseudomonas以及自养反硝化菌Arenimonas对提高废水中TN的去除效果有着重要的作用。为进一步促进废水中硝态氮的还原,将铁阳极引入外电压电解强化微生物装置中提供额外电子供体,构建了铁阳极电场强化微生物装置提高硝态氮的去除效果。试验结果表明,在较低的外加电压下,铁阳极生成的Fe2+能够富集硝酸盐还原型二价铁氧化菌（NRFOB）提高废水中硝态氮的去除效果。此时废水中硝态氮主要被膜结合异化硝酸盐还原酶（Nar）还原,Nar和Nap A分别通过接受来自泛醌和细胞色素的电子还原硝态氮,硝态氮被Nar而不是Nap A还原,说明在铁阳极和0.5 V外电压的影响下,电活性反硝化菌对硝态氮的还原贡献率可能小于NRFOB。试验装置中的NRFOB主要为Acidovorax、Bradyrhizobium和Azospira,相对丰度分别为1.30%、2.74%和10.64%,电活性自养反硝化菌的相对丰度小于0.1%。并且由于Fe2+额外电子供体的加入,氧化氮还原酶（Nor B）和Nos Z的活性增加,降低了N2O的生成量。Fe2+的氧化产物α-Fe OOH富集了Geobacter,这种铁还原菌可以将氧化有机物得到的电子用以还原Fe3+,NRFOB和铁还原菌促进的Fe循环对废水中有机物和硝态氮的协同去除有着积极的影响。为简化运行工艺,减小电能消耗,利于碳中和目标的实现,开展了铁碳微电解耦合微生物工艺处理煤热解废水的效能研究,提出废水中硝态氮的去除策略。试验得出,在铁碳材料投加量为100 g/L（填充率为7%）,进水的p H为6.5～7.0时,环境温度为25℃时,废水中COD和TN的去除率分别达到了93.08±1.74%和89.54±2.20%。富集的反硝化菌包括Thauera、Thermomonas和Hyphomicrobium,相对丰度分别为38.67%、4.52%和3.36%,富集的NRFOB包括Acidovorax（6.02%）和Thiobacillus（4.43%）。NRFOB利用铁碳材料腐蚀产生的Fe2+还原硝态氮,这种铁营养型反硝化提高了煤热解废水中TN的去除率。铁碳材料与微生物的结合使零价铁与硝态氮发生化学反应生成的氨氮浓度降低了约18.57 mg/L。煤热解废水中特征污染物对反硝化菌和NRFOB的抑制作用为苯酚<间苯二酚<4-甲基-苯酚<邻苯二酚<对硝基酚,在铁碳材料影响下,苯酚、间苯二酚、4-甲基-苯酚、邻苯二酚以及对硝基酚的降解速率分别为0.1833 h-1、0.1318 h-1、0.1918 h-1、0.1694 h-1以及0.0583 h-1,较单独生物反硝化的降解速率均有提升,其中对硝基酚的降解速率显着提高。Fe2+促进了污泥EPS中色氨酸的生成,增强了EPS的吸附架桥作用,污泥中形成的菌胶团为反硝化菌和NRFOB构建了缺氧微环境,促进对硝态氮的还原。微生物网络分析表明,污泥中微生物之间形成的“小世界”如酚降解类细菌δ-Proteobacteria纲和氮元素去除类细菌Phycisphaerae纲之间的相互作用,铁还原菌Geothrix与反硝化菌Flavobacterium之间的相互作用,对煤热解废水中有机物和TN的去除有着重要的作用。
王一鑫[4]（2021）在《一种新型双污泥反硝化除磷系统的工艺参数调控及优化运行》文中提出本研究采用一种新型双污泥反硝化脱氮除磷工艺—厌氧、缺氧、好氧（A2/O）-生物接触氧化（BCO）,可实现硝化菌与聚磷菌都能处于各自有利条件下生长。BCO填料采用聚丙烯悬浮填料,串联的N1、N2、N3能高效的实现硝化反应,为A2/O提供充足的氮源。本试验采用低C/N比污水完成反应器启动及后续稳定运行,通过长期的批次试验,探究硝化液回流比、水力停留时间等因素对反硝化脱氮除磷效果的影响,对试验剩余污泥进行深度脱水分析其脱水性能并回收可利用资源。主要研究内容及相关结论如下:（1）BCO反应器采用自然挂膜方式在30d左右基本完成挂膜。随着挂膜的完成N1、N2、N3的生物膜厚度及颜色产生了差异,并伴随着不同的亚硝积累效果,最厚的N2生物膜有220μm,同时,启动阶段的A2/O反应器已经可以实现COD、NP的同步去除,COD的去除率在90%以上,TN去除率在70%-75%,TP去除率能达到80%。（2）在运行稳定的基础下,改变了硝化液回流比,以探究不同硝化液回流比下,反应器中对污染物的去除效果,A2/O-BCO系统通过优化硝酸盐回流比成功地处理了低C/N比废水,并证明了 R=300%-400%是污染物去除的分水岭。试验表明硝化液回流比对COD的总去除率在85.66%-88.79%,总体影响不大,进一步表明了释磷与进水COD有很强的相关性。此外,污染物的特性和变化规律表明了好氧区在稳定出水磷的作用以及缺氧区对NO2--N积累的作用。（3）除硝化液回流外继续考察水力停留时间（HRT）对A2/O-BCO系统处理污染物的影响,COD的去除率在80%以上,TN去除率在80%,经好氧后TP去除率能达到90%。随着HRT的不同,在HRT=8h时,污泥更能颗粒化（D50:265.6μm;SVI5/SVI30:1.1-1.3）,虽然虽然 MLVSS 从 2630 mg/L（12 h）下降到2294（10 h）、2090mg/L（8h）,但污泥颗粒分布依旧做了进一步的比较。第50天,大于200μm的粒径仅为2.36%,以小于50μm和50-100μm为主（65.61%、21.29%）。在HRT 10h（第120天）和8小时（第185天）时,活性污泥的粒径大于 200μm18.64%（18.05%±0.59%）和 25.60%（24.11%±1.49%）,低于 50μm的比例分别为37.63%和23.30%。（4）最后对试验产生的剩余污泥进行深度脱水试验,本次试验中活化过硫酸钾表现出良好的调理性能,经活化过硫酸钾调理后得污泥脱水性能有了很大得改善,其中污泥比阻减小率最高可达90%,含水率可降至65%以下。同时污泥脱水过程可以释放大量磷资源,试验中经活化过硫酸钾调理后可以释放32mg/L得磷,且在一定程度上随温度、氧化剂的投加量增加而增加,释放的氮磷可以合成鸟粪石、羟基磷酸盐等含磷资源。
赵彬洁[5]（2021）在《汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制》文中研究指明氮循环是自然界中最为重要的元素循环之一。河流作为陆地与海洋系统的联系枢纽,对氮素的生物地球化学循环发挥着重要作用。反硝化、厌氧氨氧化（ANAMMOX）和硝酸盐异化还原成铵（DNRA）统称为硝酸盐异化还原,可使硝态氮与铵态氮相互转化,或将其从水体中去除。温室气体N2O是氮循环中硝化作用和硝酸盐异化还原作用的中间产物,所以N2O的产生及释放与氮素的生物地球化学过程以及人类对氮循环的干扰密切相关。了解这些过程及其与环境因子和关键微生物的关联,对于改善和维持河流系统的生态健康至关重要。但目前在河流生态系统中鲜有将氮循环关键过程结合起来的研究。该研究所选择的研究地点为南水北调中线工程水源地汉江流域的两个支流金水河及淇河,水源地水资源保护是南水北调工程发挥效益的关键。本研究通过分析不同人为干扰程度的河流（金水河及淇河）从源头到河口纵向梯度及季节间的主要环境因子和氮素转化途径的变化特征,结合宏基因组测序分析参与氮循环的微生物潜能,结合高通量测序分析参与反硝化的微生物群落结构,分析N2O排放特征,并设置控制实验,进而探讨河流在不同人为干扰强度下及不同季节主要环境因子、氮循环过程和关键微生物的关联。研究结果显示,人为干扰强度高的采样区域具有更高的水温、DOC和水体NO3-。河流沉积物中硝酸盐同化还原、硝酸盐还原+亚硝酸盐还原及氮矿化的潜能较高,而厌氧氨氧化、硝化和氮固定潜能较低。两条河流中伯克霍尔德菌是大部分氮循环功能的优势物种。而通过对人为干扰强度不同的金水河和淇河的比较发现,在人为干扰强度高的流域,其沉积物中的氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能的上中下游的差异性较小,而人为干扰强度较低的流域氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能上中下游的差异较大。沉积物中参与硝酸盐还原的基因丰度及硝酸盐还原潜力随着人为干扰的增加而升高,有机质降解与合成的基因丰度与氮同化潜能随着人为干扰强度的增加而降低。水体温度、水体硝态氮及有机碳含量对沉积物氮循环微生物及潜能的影响最为重要。反硝化作用、厌氧氨氧化和DNRA分别在夏季（8月）、秋季（11月）和春季（3月）较高。反硝化、厌氧氨氧化和DNRA对硝酸盐还原的相对贡献在不同季节有很大差异,反硝化在夏季贡献较大,DNRA在春季和秋季贡献较大。金水河流域（低人为干扰）夏季的N2O溶存度最高,但淇河流域（高人为干扰）没有显着的季节差异。不同功能基因丰度的季节变化不一致。硝化、反硝化、厌氧氨氧化速率、氮循环关键过程的功能基因丰度及水体N2O溶存浓度随着人为干扰的增加而升高。沉积物硝化及硝酸盐异化速率与功能基因丰度相关性不显着。水体温度、硝态氮、铵态氮、C/N、铁离子及硫化物是影响沉积物硝化及硝酸盐异化还原速率及功能基因丰度的重要因子。其中C/N在调控硝酸盐异化还原过程中起到了重要作用。水体N2O释放显着受到沉积物硝化与反硝化作用的影响。沉积物硝化、反硝化、ANAMMOX和DNRA作用在某些季节相互影响。沉积物中不同基因编码的反硝化微生物群落结构具有明显的季节及空间差异性。不同属、种的反硝化菌对人为干扰强度有不同的响应模式。具有nar G和nir S基因的潜在活性反硝化菌主要分布在人为干扰强的区域。反硝速率对人为干扰强度变化的响应不显着。影响沉积物反硝化细菌群落组成和反硝化速率的主要影响因素是水体温度和水体NO3-。高温、高水平的NO3-会抑制沉积物中某些反硝化微生物群落结构多样性,而高的DOC会使某些反硝化微生物群落结构多样性升高。沉积物中nar G和nir S型反硝化微生物群落结构多样性与沉积物反硝化速率呈负相关。这些研究结果揭示了环境因子与氮循环及氮循环微生物强的相关性,人为干扰对环境因子的改变间接地影响了河流生态系统的氮循环。该研究结果使得我们加深了对河流生态系统氮循环及微生物关键过程的认识,并从微生物角度揭示人为干扰对氮元素地球化学循环的影响。研究结果在控制水体氮素污染、加强河流生物净化功效和温室气体排放方面都将有重要意义。
黄海燕[6]（2021）在《水体中不同无机氮源对微藻生长及温室气体产生与排放的影响》文中研究说明温室效应及水体富营养化是目前全球关注的环境问题,氮素在水体富营养化及温室气体产生中扮演着重要的角色。氮素在环境中以多种形式存在,其中无机氮形态主要包括铵态氮、硝态氮与亚硝态氮,不同水生生物对无机氮的吸收与利用存在差异,而不同无机氮在水体中转化过程中会直接或间接影响二氧化碳、氧化亚氮与甲烷等温室气体的产生,因此,研究无机氮形态对藻类生长和温室气体的关系对丰富氮素环境效应及转化有重要意义。本文通过实验室光照培养铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）与小球藻（Chlorella vulgaris）以及室外自然水体培养实验,研究不同无机氮源对藻类生长的影响;通过室外水体培养实验研究不同形态无机氮对二氧化碳、甲烷与氧化亚氮等温室气体产生与排放的影响以及不同深度水体溶解性温室气体浓度变化状况。实验室光照培养设置了3种无机氮处理,分别为240 mg/L铵态氮处理、240 mg/L硝态氮处理和240 mg/L亚硝态氮处理,室外自然水体培养实验设置了4种无机氮处理,分别为240 mg/L铵态氮处理、240 mg/L硝态氮处理、240 mg/L亚硝态氮处理及3种等量无机氮处理（铵态氮、硝态氮与亚硝态氮均为80 mg/L）,而深度处理设置了表层、50 cm与100 cm等3个处理。本研究结果如下:（1）实验室培养箱处理中,硝态氮与亚硝态氮处理可以促进铜绿微囊藻与小球藻的生长,硝态氮效果优于亚硝态氮,而铵态氮则不利于甚至抑制两种藻的生长,对铜绿微囊藻抑制强于小球藻;硝态氮与亚硝态氮处理在整个实验期间pH值大于9.0,培养瓶中气体二氧化碳浓度较低,而铵态氮处理pH较小,在实验后期pH降至7.0以下,培养瓶中气体二氧化碳浓度较高。室外培养处理中,亚硝态氮处理对自然水体藻类生长的促进作用明显强于硝态氮处理,而等量无机氮处理在实验后期藻类生长状况最佳,而铵态氮处理则对藻类生长有抑制作用;硝态氮与亚硝态氮处理水体中溶解氧含量较高,pH值也较高,溶解二氧化碳含量较低,其他两种处理则相反。（2）在室外培养处理中,原水样中分别添加铵态氮、硝态氮、亚硝态氮和等量无机氮后,藻种由19种分别减少至9种、10种、6种和7种,所有无机氮处理藻种类数量减少但优势藻种数量增多;在藻类生长旺盛的处理中,微囊藻是优势藻种。（3）铵态氮在水体中主要转化为亚硝态氮,但其转化量小于氨挥发量,在pH大于8.0时,水体氨挥发损失非常高;不同无机氮水体二氧化碳溶解量与pH呈负相关,较高pH水体中,水体中的游离二氧化碳含量较少。（4）在本实验好氧条件下,硝态氮不会促进水体中氧化亚氮的产生,铵态氮与亚硝态氮均会对水体氧化亚氮产生有一定的促进作用,而等量铵态氮、硝态氮与亚硝态氮处理可明显促进氧化亚氮的产生,尤其在实验中后期,水体氧化亚氮浓度呈指数增加;同样,硝态氮不会促进氧化亚氮的排放,而等量铵态氮、硝态氮与亚硝态氮可明显促进氧化亚氮的排放,氧化亚氮排放通量（y）与水体溶解氧化亚氮浓度（x）呈现显着正相关关系,表达式为:y=-25.21+0.3279x（n=28,R2=0.9612,p<0.0001）。三种无机氮等量处理、亚硝态氮处理、铵态氮处理与硝态氮处理氧化亚氮累积排放量分别为30.66±10.98 mg、6.56±2.02 mg、1.20±0.61 mg与0.055±0.051 mg。（5）铵态氮处理水体中溶解二氧化碳浓度较其他处理高,亚硝态氮处理二氧化碳浓度最低,当总体上所有处理对二氧化碳是一种吸收状态,二氧化碳排放通量（y）与水体二氧化碳溶解量（x）呈现显着相关关系,二者符合=-41.80+0.6543（n=28,R2=0.1753,p<0.05）模型,所有处理均为二氧化碳吸收汇,三种无机氮等量处理、亚硝态氮处理、铵态氮处理与硝态氮处理对二氧化碳累积吸收量分别为1744.17±687.71 mg、741.93±312.00 mg、563.17±185.14 mg与361.44±129.98 mg。（6）不同铵态氮含量处理中,其电导率、无机氮、总氮、pH、溶解性二氧化碳与氧化亚氮及二氧化碳与氧化亚氮排放通量等指标存在差异,但不同深度之间上述指标均没有差异,说明不同深度之间溶解性二氧化碳含量和溶解性氧化亚氮与水深无关。
于承泽,李鸣晓,孟繁华,郝艳,刘东明,侯佳奇[7]（2021）在《生物滤池去除恶臭气体工艺填料优选研究》文中研究指明生物滤池是生活垃圾处理厂处理恶臭气体的主要方式,影响生物滤池性能好坏的重要因素之一就是填料的种类.选用生活垃圾发酵后的堆肥产品作为生物滤池除臭填料,可在一定程度上实现资源循环利用.针对生活垃圾厂产生的甲苯、甲硫醇、氨气、硫化氢4种恶臭气体,通过柱试验模拟,采用二次发酵7 d、20 d及成品肥3种不同腐熟阶段的垃圾发酵产物作为生物滤池填料,考察其对恶臭气体的去除效果和除臭前后其理化性质的变化,并对成品肥填料微生物群落演替进行研究.结果表明:不同填料对氨气、硫化氢、甲苯、甲硫醇的平均去除率均在95%以上,成品堆肥填料对恶臭气体的去除率及其微生物种类丰度均最高.运行前期和后期成品肥细菌群落的同源系数较大,已形成以丝状菌属（Kineothrix）、芽孢杆菌属（Bacillus）、魏斯氏属（Weissella）等具有除臭功能的菌属为优势物种的稳定微生物群落.综上,比较不同填料的恶臭气体去除率、理化性质、微生物群落变化发现,成品肥填料对恶臭气体处理效果最好、理化性质稳定,并含有除臭功能微生物,可优选为生活垃圾处理厂除臭生物滤池填料.
张雪宁[8]（2020）在《可溶性微生物产物作为电子供体强化SBR脱氮的效能与机制》文中研究表明随着我国快速的社会发展和科技进步,伴生出了多元而复杂的环境污染问题。为了保障生态环境的可持续发展,在水体污染控制与修复方面,我国正在逐渐提高对污水处理厂的排放要求。在生物脱氮方面,反硝化碳源不足一直是限制污水生物处理工艺对总氮去除效率的瓶颈问题之一,常用的外源投加碳源方式虽然可以有效地提高脱氮效率,但是运行成本也随之显着提高。可溶性微生物产物（SMP,Soluble Microbial Products）一直被看作是微生物在处理污水过程中的代谢副产物,其分子量大、难生物降解,容易残留在工艺出水中,并占出水可溶性COD的比例高达75%-95%。研究表明只要提供足够长的水力停留时间,SMP是可以被微生物再次利用的。然而,能否实现在工艺中对SMP资源化利用,并作为电子供体强化脱工艺氮效能目前还尚未见报道。因此,本文重点探究了 SMP作为反硝化电子供体的可行性和作用规律,并对SMP在SBR工艺中的原位利用强化反硝化脱氮的效能及机制进行了深入解析。在反硝化条件下（缺氧、有机物和硝氮进水）,确定了 SBR工艺中SMP在不同碳源条件下的归趋及其被作为反硝化电子供体利用的作用条件。研究发现,进水有机底物（OMinf,Influent Organic Matters）直接决定了 SMP的最大积累量,同时OMinf的存在也会抑制微生物对SMP的利用。在富-贫碳源条件下,微生物利用OMinf和SMP作为碳源和电子供体,对TN的去除分别贡献了 43.6%和56.4%,在氮还原量上分别贡献了 61.0%和39.0%,在电子提供量上分别贡献了 57.1%和42.9%。结果表明虽有近似一半的脱氮贡献来自于SMP,但微生物利用SMP作为电子供体时,其释放电子速率较低,仅为1.3 M电子/h,而OMinf释放电子的速率可高达42.4 M电子/h。在贫碳源条件下,微生物体系受贫营养的胁迫作用释放出了更多的SMP,使SMP为系统脱氮带来更多的贡献。但由于微生物过度的内源消耗,导致系统在连续运行的第3个周期效能开始下降,最终逐渐丧失了脱氮能力。阐明了实现SMP在序批式反应器（SBR,Sequencing Batch Reactor）中原位利用的方法以及为系统脱氮效率带来的增效贡献。研究发现,通过在传统SBR曝气阶段后提供一定的缺氧反应时间,可以有效的强化对SMP的利用效率。在微生物对SMP的原位利用过程中,伴随微生物代谢OMinf产生的底物利用相关产物（UAP,Utilization-Associated Products）可以在好氧条件下被降解,而在贫营养条件下释放的生物量相关产物（BAP,Biomass-Associated Products）仅在缺氧条件下才会被微生物逐渐水解利用。通过分子量分布分析,可明显观察到SMP中大分子组分向小分子转化,并最终被微生物彻底吸收或分解。而通过组分分析可知,SMP中可被利用的物质包括:芳香族类蛋白质、多糖、色氨酸类蛋白和富里酸等化合物。在脱氮贡献方面,在单周期21.1 mg/L的总氮去除量中,OMinf、UAP和BAP分别贡献了 13.2mg/L、3.9mg/L 和 4.0 mg/L,SMP 的总贡献率高达 37.2%。通过对 SBR 工艺运行调控发现,延长缺氧反应时间和污泥龄都可以提高以SMP作为电子供体的脱氮效率,但延长SRT会导致氨氮的释放。在SMP原位利用强化系统中确定了进水碳氮比（C/N）、SMP原位利用效率、总氮去除率三者的内在关系。进水碳氮比的改变不仅影响OMinf对系统脱氮的直接贡献,也显着影响SMP作为中间电子存储媒介对系统脱氮的间接贡献。从表面来看,强化系统的脱氮效能与C/N成正比关系,对TN的去除量由16.1 mg/L（C/N=2）上升至23.5 mg/L（C/N=8）。然而实际上,当C/N由6上升至8时,由于初始硝氮浓度下降,反而使OMinf对脱氮的直接贡献从40.3%降低至36.6%。相比之下,随着进水C/N的升高,更多SMP生成并积累,进而为后续作为电子供体更多地支撑了反硝化作用。C/N从2上升至8,SMP对脱氮的绝对贡献（脱氮量/初始总氮量）由6.5%显着上升至了 43.0%,其中包括UAP贡献的20.3%和BAP贡献的22.7%。另外,在高C/N条件下,强化SMP的原位利用实现的总氮去除增量分别为4.1 mg/L（C/N=5）、5.6mg/L（C/N=6）、6.7mg/L（C/N=8）,而在低 C/N 条件下,强化 SMP的原位利用为总氮去除带来的增量并不显着,仅为2.2mg/L（C/N=3）和0.7mg/L（C/N=2）。由此揭示了微生物利用SMP作为电子中转媒介的作用机制,即微生物在富碳源条件下将部分碳源以SMP形式储存,在贫碳源条件下利用SMP作为电子供体和能源物质继续维持代谢活动。
刘阔[9]（2020）在《水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行》文中提出牲畜屠宰过程中产生大量屠宰废水,目前屠宰废水的处理工艺主要包括好氧和厌氧生物处理两类,且好氧生物处理一般与水解酸化工艺相结合。为了兼顾活性污泥法和生物膜法的优点,发展出了生物膜-活性污泥复合工艺（IFAS）,该工艺在屠宰废水的处理中具有生物量大,抗冲击负荷能力强,占地面积小等优点。齐齐哈尔市某屠宰场废水产生量300吨/天,废水处理工艺的处理能力无法满足需求,有改造的必要。本文针对该屠宰场的生产废水产生情况和现有污水站的污水处理工艺及系统进行了调研和分析,对于需要改造的工艺单元进行了小试试验以及基于GPS-X软件的模拟实验,最后对原有的污水处理系统进行改造并完成运行调试工作,实现升级改造的最终目的。根据屠宰场的生产规模及生产规律,综合考虑屠宰废水的显着特征,本研究采用以水解酸化/泥膜共生工艺为主体工艺的改造方案。小试试验阶段,着重探讨填料类型、水力停留时间、填料填充比、溶解氧等因素对污水处理效果的影响,得到初步结论,日清纺新型填料效果好于普通悬浮填料,水解酸化单元最佳HRT为8h,IFAS单元最佳填料填充比为40%,最适DO为4mg/L。采用GPS-X软件对污水处理工程进行模拟运行,分析污水处理工艺运行过程中COD、氨氮、总氮等污染物浓度变化,采用淡季平稳运行时期的监测数据对模型进行校准并调整运行参数,同时进行灵敏度和准确性的验证;采用调整好的参数模拟改造后水解酸化-IFAS工艺的处理效果,在构建模型的基础上进行污水处理过程分析,结合小试试验的相关结论及运行参数,进行模拟工艺运行。出水COD达到50mg/L以下,氨氮达到20mg/L以下,总氮达到30mg/L以下,可达到屠宰废水相关排放标准。验证了最佳的工艺参数:水解酸化过程HRT为12h,IFAS过程HRT为24h,溶解氧浓度为4mg/L,污泥回流比为150%。通过小试试验和GPS-X软件模拟,得到本项目污水处理工艺的最佳参数,对原有工艺进行工艺改造,并成功启动。系统稳定运行期间,企业生产旺季满负荷运行,进水水量为300吨/天,屠宰废水经新系统处理之后,出水COD浓度稳定低于50mg/L,氨氮浓度稳定低于20mg/L,符合设计要求和排放标准。工程改造完成后,对周边的生态环境起到极大改善的作用,且吨水处理成本比原有工艺节省19.5%,具有显着的环境、经济效益。
贾高辉[10]（2020）在《尖峰岭热带山地雨林林窗土壤甲烷通量研究》文中进行了进一步梳理森林作为陆地生态系统重要的组成部分,其土壤是大气甲烷重要的汇,对森林土壤甲烷通量的准确估算有助于进一步预测全球气候变化。在全球气候变暖背景下,极端天气日益加剧,尤其是台风的干扰使得热带森林的林窗逐渐呈增多的趋势,林窗形成是否会对土壤甲烷通量产生影响已成为当前森林甲烷通量估算和全球气候变化生态学领域的热点问题。同时土壤非微生物甲烷排放是碳循环研究的前沿,对其忽略可能会增加甲烷通量估算的不确定性。基于此,以海南岛尖峰岭热带山地雨林为研究对象,通过开展为期2年的甲烷通量野外定位观测试验,探讨林窗和林下土壤甲烷通量的变化规律及其影响因素;同时结合室内模拟试验,研究热带森林土壤非微生物甲烷排放潜力和影响机制。主要研究结果如下:1.阐明了林窗对土壤甲烷排放的影响。尖峰岭热带山地雨林表现为土壤甲烷吸收,林窗和林下的年均甲烷通量分别为-0.62±0.43 nmol·m-2·s-1和-0.63±0.43 nmol·m-2·s-1。林窗和林下的土壤甲烷通量月变化总体表现为先减少后增加的循环趋势,但差异不显着（P>0.05）,其季节特征较为明显,呈现旱季高雨季低的特点。结果表明,因台风形成的6个林窗短期（6-7年）对土壤甲烷通量没有显着影响。2.明确了林窗和林下土壤甲烷通量的主要影响因子。Pearson相关性分析表明,林窗和林下的土壤含水量、土壤铵态氮含量、土壤全氮含量、土壤脲酶活性、土壤蔗糖酶活性和林下的有机碳含量与土壤甲烷通量呈极显着相关（P<0.01）,林窗和林下的土壤温度与土壤甲烷通量存在显着相关（P<0.05）。差异统计分析表明,全年和雨季的土壤温度、全年和旱季的土壤全磷含量、全年的铵态氮含量、全年和旱雨季的土壤蔗糖酶活性、全年和雨季的土壤脲酶活性在林窗和林下具有极显着差异（P<0.01）,雨季的全磷含量、旱季和雨季的铵态氮含量、雨季的pH值在林窗和林下具有显着差异（P<0.05）。土壤甲烷通量的最佳结构模型表明,土壤含水量是影响林窗和林下土壤甲烷通量最主要的环境因子。3.揭示了林窗和林下的土壤产甲烷菌的分布。尖峰岭热带山地雨林林窗的形成对土壤产甲烷菌的物种数量没有显着影响,在一定程度上增加了微生物群落的多样性,但差异不显着（P>0.05）。在门分类水平上,尖峰岭热带山地雨林林窗和林下土壤主要的古菌群为奇古菌门、广古菌门和泉古菌门。通过分析,共发现571个土壤产甲烷菌的OTU,包括2纲3门4科5属。4.探讨了热带森林土壤非微生物甲烷排放潜力及机理。高温和高过氧化氢含量可显着促进土壤非微生物甲烷的排放,表明热带森林土壤中至少存在两种非微生物甲烷排放机制（热降解和自由基机制）。适宜的土壤含水量（0-100%）和有机碳含量与甲烷排放速率具有极显着正相关关系（P<0.01）,有氧条件下非微生物甲烷排放速率显着高于厌氧条件,说明土壤含水量、土壤有机碳和氧气含量等环境因子均可对土壤非微生物甲烷的排放速率产生影响。本研究计算得出尖峰岭热带山地雨林土壤每克干土的非微生物甲烷最大的排放潜力为212.45 ng·g（dw）-1。
二、气相色谱法测定亚硝态氮研究（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、气相色谱法测定亚硝态氮研究（论文提纲范文）
（1）深海沉积物高效脱氮菌筛选分离及其脱氮特性研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 深海沉积物样品 |
| 1.2 培养基 |
| 1.3 深海沉积物微生物连续富集 |
| 1.4 脱氮菌株资源分离、纯化与保藏 |
| 1.5 脱氮菌筛选 |
| 1.6 脱氮菌株初步鉴定 |
| 1.7 菌株脱氮特性研究 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 脱氮菌分离筛选 |
| 2.2 脱氮菌的鉴定 |
| 2.3 菌株G111、G112和W023a脱氮特性研究 |
| 3 讨论与结论 |
（2）乌梁素海湿地不同微生境下温室气体通量及其驱动因子研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地微生物介导的温室气体排放机理 |
| 1.2.2 温室气体通量的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 温室气体通量研究方法 |
| 1.3 研究目的、意义及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 第二章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样点设置及样品采集 |
| 2.2.1 样点设置 |
| 2.2.2 样品采集及预处理 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 土壤样品理化指标测定方法 |
| 2.3.2 温室气体通量测量及测定方法 |
| 2.3.3 土壤样品DNA提取和定量PCR分析 |
| 2.3.4 高通量测序 |
| 2.3.5 数据分析与处理 |
| 第三章 实验结果 |
| 3.1 乌梁素海湿地湖滨带不同微生境下温室气体的释放规律 |
| 3.2 乌梁素海湿地湖滨带不同微生境下土壤理化指标分析 |
| 3.3 温室气体通量与土壤理化指标的相关性分析 |
| 3.4 不同微生境下土壤温室气体释放相关微生物学分析 |
| 3.4.1 乌梁素海湿地湖滨带土壤微生物群落结构分析 |
| 3.4.2 乌梁素海湿地湖滨带不同微生境下土壤细菌的共现性网络分析 |
| 3.4.3 乌梁素海湿地湖滨带不同微生境下土壤细菌OTU之间的分布比较 |
| 3.4.4 微生物丰度分析 |
| 3.4.5 温室气体通量与微生物群落相对丰度的相关性分析 |
| 3.5 土壤特性和微生物丰度的交互影响 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 不同微生境下土壤基质温室气体通量排放特征 |
| 4.2 土壤理化指标对温室气体通量的影响 |
| 4.3 微生物群落结构和丰度对温室气体通量的影响 |
| 4.4 土壤理化指标和微生物丰度对温室气体通量的交互影响 |
| 第五章 结论 |
| 第六章 展望与不足 |
| 6.1 创新之处 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间参与课题和论文发表情况 |
（3）电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.1.1 煤热解在新型煤化工产业中的地位 |
| 1.1.2 废水的处理制约了煤热解产业发展 |
| 1.1.3 煤热解废水中污染物的处理现状 |
| 1.1.4 氮元素在煤热解废水中的处理过程及存在的不足 |
| 1.2 生物电化学阴极还原研究进展 |
| 1.2.1 微生物电解池的发展 |
| 1.2.2 生物阴极还原硝态氮的应用研究 |
| 1.3 硝酸盐还原型二价铁氧化菌的研究 |
| 1.3.1 硝酸盐还原型二价铁氧化菌的研究进展 |
| 1.3.2 环境领域中硝酸盐还原型二价铁氧化菌的应用 |
| 1.4 铁碳微电解应用于煤热解废水中硝态氮去除的可行性分析 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 课题的研究目的和意义 |
| 1.5.3 课题研究的内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器与试剂 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除试验 |
| 2.2.2 铁阳极电场强化微生物去除煤热解废水中硝态氮的研究 |
| 2.2.3 铁碳微电解耦合微生物工艺对废水中硝态氮的强化去除试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标测定方法 |
| 2.3.2 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.3 活性污泥的表征 |
| 2.3.4 电化学指标的测定和计算 |
| 2.3.5 16S rDNA高通量测序方法 |
| 2.3.6 微生物群落结构分析与计算 |
| 第3章 外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的阴极还原 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 外电压电解强化微生物去除COD、TN的影响因素 |
| 3.2.1 外电压电解强化微生物处理煤热解废水装置的启动 |
| 3.2.2 电导率对COD、TN去除效能的影响 |
| 3.2.3 pH对 COD、TN去除效能的影响分析 |
| 3.2.4 电压对COD、TN去除效能的影响 |
| 3.3 不同电压下氮元素的转化特征 |
| 3.4 不同电压对污泥的特性影响 |
| 3.5 电化学指标的测定与分析 |
| 3.5.1 电流密度和库伦效率在运行过程中的变化情况 |
| 3.5.2 电极生物膜的特性 |
| 3.6 微生物种群结构分析 |
| 3.6.1 α与β多样性分析 |
| 3.6.2 电压对微生物群落结构的影响 |
| 3.7 电压对微生物反硝化过程中功能基因编码酶的影响分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 铁阳极电场强化微生物去除煤热解废水中硝态氮的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁阳极电场强化微生物运行过程的污染物去除效能 |
| 4.2.1 运行过程中COD的去除变化 |
| 4.2.2 铁阳极电场强化微生物去除TN效果的研究 |
| 4.2.3 铁离子的渗出浓度变化分析 |
| 4.3 铁阳极电场强化微生物对反硝化过程的影响 |
| 4.4 铁阳极电场对微生物的作用 |
| 4.4.1 生成铁氧化物的分析 |
| 4.4.2 铁阳极作用下污泥特性的分析 |
| 4.4.3 阴极循环伏安测定分析 |
| 4.5 铁阳极电场对微生物群落结构演替的影响研究 |
| 4.5.1 铁阳极电场对微生物样本间差异性的影响 |
| 4.5.2 微生物群落结构分析 |
| 4.6 铁阳极电场强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除路径 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 铁碳微电解耦合微生物工艺对煤热解废水中硝态氮的强化去除 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 铁碳微电解耦合微生物处理煤热解废水的工艺条件研究 |
| 5.2.1 铁碳材料投加量的测定 |
| 5.2.2 环境温度的影响 |
| 5.2.3 进水pH的影响 |
| 5.3 铁碳微电解在煤热解废水处理过程中的作用研究 |
| 5.3.1 铁碳微电解过程对废水中氮元素的转化影响 |
| 5.3.2 反应器运行过程中的铁离子浓度变化 |
| 5.4 特征污染物对铁碳微电解耦合微生物工艺的影响研究 |
| 5.4.1 硝态氮去除过程中特征污染物的降解情况 |
| 5.4.2 特征污染物对硝态氮去除的速率影响 |
| 5.5 铁碳微电解对污泥特性的影响 |
| 5.5.1 铁碳材料对污泥EPS的影响 |
| 5.5.2 污泥形态的分析 |
| 5.6 铁碳微电解对微生物群落结构、种间关系的影响分析 |
| 5.6.1 微生物群落结构分析 |
| 5.6.2 微生物共现性网络分析 |
| 5.7 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 |
（4）一种新型双污泥反硝化除磷系统的工艺参数调控及优化运行（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮除磷技术及研究进展 |
| 1.2.1 传统生物脱氮理论 |
| 1.2.2 传统生物除磷理论 |
| 1.2.3 传统生物脱氮除磷工艺的特点 |
| 1.2.4 新型脱氮除磷原理及研究现状 |
| 1.2.5 反硝化除磷工艺的研究进展 |
| 1.2.6 A~2/O-BCO工艺的提出 |
| 1.3 本课题的研究内容及研究目的 |
| 1.3.1 本课题的研究内容 |
| 1.3.2 本课题的研究目的 |
| 1.4 本课题的技术路线 |
| 1.5 本课题的特色 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验用水与水质 |
| 2.2 实验装置与工艺流程 |
| 2.2.1 A~2/O-BCO双污泥反硝化除磷系统 |
| 2.2.2 BCO反应器填料性能 |
| 2.2.3 批次试验 |
| 2.3 试验仪器和设备 |
| 2.4 分析项目及检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目及检测方法 |
| 2.4.2 其他分析项目及检测方法 |
| 第3章 A~2/O-BCO系统启动及运行效果 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 生物填料及挂膜的方式 |
| 3.2.1 生物填料 |
| 3.2.2 挂膜启动 |
| 3.3 启动期间硝化性能及亚硝积累 |
| 3.4 A~2/0-BCO启动 |
| 3.4.1 污染物去除效果 |
| 3.4.2 串联A~2/O-BCO后的亚硝积累情况 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于硝化液回流比调控的反硝化除磷特性及优化运行 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 A~2/O-BCO工艺 |
| 4.2.2 试验污水及运行方式 |
| 4.2.3 厌氧-缺氧/好氧批次试验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 硝酸盐回流比对污染物去除的影响 |
| 4.3.3 硝化液回流比的优化运行 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 基于水力停留时间调控的反硝化除磷特性及优化运行 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 C、N、P的去除性能 |
| 5.3.2 污泥特性与微观结构 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 反硝化除磷污泥脱水性能及资源化利用 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 污泥特征 |
| 6.3 试验装置 |
| 6.4 分析检测方法 |
| 6.5 结果与讨论 |
| 6.5.1 污泥脱水性能 |
| 6.5.2 污泥脱水机理分析 |
| 6.5.3 成本分析 |
| 6.5.4 污泥资源化利用 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论 |
| 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（5）汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外发展现状与趋势 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.2.4 硝酸盐异化还原成铵(DNRA) |
| 1.2.5 氧化亚氮释放 |
| 1.3 研究内容、目标以及拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 河流生态系统氮循环各过程潜能及影响因子 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 野外采样 |
| 2.2.2 环境因子检测 |
| 2.2.3 氮循环微生物检测 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 环境因子 |
| 2.3.2 沉积物氮循环功能基因 |
| 2.3.3 沉积物氮循环优势微生物及各过程潜能 |
| 2.3.4 环境因子与氮循环微生物及氮循环潜能的相关性 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.4.1 氮循环基因、氮循环微生物及氮循环潜能对人为干扰的响应 |
| 2.4.2 环境因子对氮循环微生物及氮循环潜能的影响 |
| 2.5 总结 |
| 第3章 河流生态系统硝化、硝酸盐异化还原过程及其影响因子 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 野外采样 |
| 3.2.2 环境因子检测 |
| 3.2.3 潜在硝化速率测定 |
| 3.2.4 反硝化和厌氧氨氧化速率测定 |
| 3.2.5 DNRA速率测定 |
| 3.2.6 硝化、硝酸盐异化还原微生物关键基因丰度 |
| 3.2.7 硝化、硝酸盐异化还原关键酶活性检测 |
| 3.2.8 N_2O溶存浓度测定及交换通量计算 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 环境因子 |
| 3.3.2 硝化速率及硝酸盐异化还原速率 |
| 3.3.3 硝化及硝酸盐异化还原功能基因丰度 |
| 3.3.4 硝化及硝酸盐异化还原关键酶酶活 |
| 3.3.5 N_2O溶存度及通量 |
| 3.3.6 硝化速率、硝酸盐异化还原速率、功能基因、关键酶酶活及理化因子的相关性 |
| 3.3.7 各因子与N_2O溶存浓度的相关性 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放对人为干扰的响应 |
| 3.4.2 环境因子对硝化及硝酸盐异化还原速率的影响 |
| 3.4.3 环境因子对功能基因丰度及酶活性的影响 |
| 3.4.4 硝化、硝酸盐异化还原各过程的相关性及对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.5 硝化、硝酸盐异化还原各过程对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.6 N_2O溶存浓度的影响因子 |
| 3.4.7 功能基因丰度及酶活性对硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放的影响 |
| 3.5 总结 |
| 第4章 反硝化微生物群落结构的影响因子及其对反硝化作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 野外采样 |
| 4.2.2 水体环境因子检测 |
| 4.2.3 金水河沉积物反硝化速率测定 |
| 4.2.4 金水河沉积物反硝化微生物群落多样性测定 |
| 4.2.5 金水河沉积物反硝化功能基因相对表达量 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 水体环境因子 |
| 4.3.2 反硝化速率 |
| 4.3.3 金水河反硝化微生物 |
| 4.3.4 反硝化速率、反硝化微生物和理化因子的相关性 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.4.1 反硝化微生物对人为干扰的响应 |
| 4.4.2 反硝化微生物对反硝化速率的影响 |
| 4.4.3 水体环境因子对反硝化微生物的影响 |
| 4.5 总结 |
| 第5章 反硝化对有机碳和硝态氮添加、低温及微生物群落多样性降低的响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物样品采集及制备 |
| 5.2.2 制作沉积物悬浊液 |
| 5.2.3 微生物预培养 |
| 5.2.4 微生物分组培养 |
| 5.2.5 反硝化潜力检测 |
| 5.2.6 反硝化微生物群落结构及功能基因丰度检测 |
| 5.2.7 数据分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 反硝化潜力 |
| 5.3.2 反硝化微生物群落 |
| 5.3.3 反硝化功能基因丰度 |
| 5.3.4 反硝化潜力与反硝化微生物的相关性 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.4.1 碳氮源添加及低温处理对反硝化潜力的影响 |
| 5.4.2 碳氮源添加及低温处理对反硝化微生物的影响 |
| 5.4.3 反硝化微生物对反硝化潜力的影响 |
| 5.5 总结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 氮循环各过程的潜能及其对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.2 硝化及硝酸盐异化还原对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.3 反硝化微生物群落对人为干扰和环境因子的响应 |
| 6.1.4 反硝化微生物对反硝化作用的影响 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.2.1 活性硝化、反硝化微生物的筛选 |
| 6.2.2 沉积物氮循环过程对人为干扰和环境因子的响应模型的构建 |
| 6.2.3 氮循环与碳循环的耦合研究 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 附录 |
（6）水体中不同无机氮源对微藻生长及温室气体产生与排放的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 温室气体的研究进展 |
| 1.1.1 温室气体的产生与排放过程 |
| 1.1.2 温室气体的影响因素 |
| 1.1.3 温室气体的采集方法 |
| 1.2 藻类概述 |
| 1.2.1 藻类的定义与分布 |
| 1.2.2 藻的生物量指标形式 |
| 1.2.3 藻类生长的影响因素 |
| 1.3 藻类生长与温室气体的关系 |
| 1.4 研究目的与研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 藻类预处理与接种培养 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 不同无机氮源对铜绿微囊藻和小球藻生长的影响 |
| 2.3.2 不同无机氮源对自然水体藻类生长及温室气体的影响 |
| 2.3.3 不同深度对温室气体产生与排放的影响 |
| 2.4 水体理化指标的采集与测定 |
| 2.4.1 不同无机氮对铜绿微囊藻和小球藻生长的影响 |
| 2.4.2 不同无机氮源对自然水体藻类及温室气体的产生与排放的影响 |
| 2.5 温室气体采集与测定 |
| 2.5.1 溶解性温室气体采集 |
| 2.5.2 排放性温室气体采集 |
| 2.5.3 温室气体测定与计算 |
| 第三章 不同无机氮源对水体藻类生长的影响 |
| 3.1 不同无机氮源对铜绿微囊藻和小球藻生长的影响 |
| 3.1.1 不同无机氮培养铜绿微囊藻和小球藻时光密度的变化 |
| 3.1.2 不同无机氮培养铜绿微囊藻和小球藻时pH的变化 |
| 3.1.3 不同无机氮培养铜绿微囊藻和小球藻时CO_2浓度的变化 |
| 3.2 不同无机氮源对自然水体藻类生长的影响 |
| 3.2.1 不同无机氮处理下温度与溶解氧的变化 |
| 3.2.2 不同无机氮处理下叶绿素a含量的变化 |
| 3.2.3 不同无机氮处理下水体pH的变化 |
| 3.2.4 不同无机氮处理水体溶解CO_2变化 |
| 3.2.5 不同无机氮源水体藻类生长状况 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 不同无机氮源对水体温室气体产生与排放的影响 |
| 4.1 不同无机氮处理对水体理化指标及温室气体产生与排放的影响 |
| 4.1.1 不同无机氮处理水体理化指标的变化状况 |
| 4.1.1.1 不同无机氮处理对水体无机碳含量的影响 |
| 4.1.1.2 不同无机氮处理下水体无机氮含量变化状况 |
| 4.1.2 不同无机氮处理对水体温室气体产生与排放的影响 |
| 4.1.2.1 不同无机氮处理对水体N_2O产生与排放的影响 |
| 4.1.2.2 不同无机氮处理对水体CO_2产生与排放的影响 |
| 4.1.2.3 不同无机氮处理对水体CH_4排放的影响 |
| 4.2 不同深度对水体理化指标及温室气体产生影响 |
| 4.2.1 不同铵态氮处理下不同深度水体理化指标变化状况 |
| 4.2.2 不同铵态氮处理下不同深度水体CO_2与N_2O含量分布状况 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究特色与创新 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）生物滤池去除恶臭气体工艺填料优选研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验设置 |
| 1.1.1 生物滤池装置 |
| 1.1.2 恶臭气体模拟 |
| 1.1.3 生物滤池填料 |
| 1.1.4 样品采集 |
| 1.2 测试分析 |
| 1.2.1 恶臭气体 |
| 1.2.2 填料理化指标 |
| 1.2.3 填料微生物指标 |
| 1.2.3.1 PCR-DGGE分析 |
| 1.2.3.2 优势条带的切胶回收和测序分析 |
| 1.3 数据分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同腐熟程度填料处理下恶臭气体性能 |
| 2.2 填料理化性质变化 |
| 2.2.1 氨氮含量变化 |
| 2.2.2 硝态氮含量变化 |
| 2.2.3 亚硝态氮含量变化 |
| 2.2.4 硫酸盐含量变化 |
| 2.3 成品肥填料中微生物群落变化 |
| 2.3.1 成品肥填料中细菌DGGE图谱分析 |
| 2.3.2 细菌多样性结果分析 |
| 2.3.3 生物滤池填料细菌聚类分析和主成分分析 |
| 2.3.4 生物滤池填料细菌优势群落分析 |
| 3 结论 |
（8）可溶性微生物产物作为电子供体强化SBR脱氮的效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 SMP的国内外研究现状 |
| 1.2.1 SMP的定义及分类 |
| 1.2.2 SMP的组分 |
| 1.2.3 SMP的理化性质 |
| 1.2.4 污水生物处理系统中SMP生成的影响因素 |
| 1.2.5 SMP对污水生物处理系统及工艺的影响 |
| 1.3 生物脱氮技术的国内外研究现状 |
| 1.3.1 生物脱氮技术及工艺 |
| 1.3.2 反硝化技术 |
| 1.3.3 有机碳源对异养反硝化效率的影响 |
| 1.3.4 微生物内源物质作为反硝化碳源 |
| 1.3.5 SBR工艺的脱氮效能调控优化 |
| 1.4 课题来源、研究意义及研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 课题研究意义 |
| 1.4.3 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 反应器 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 污水配置方法 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 SMP作为反硝化电子供体的研究方法 |
| 2.2.2 原位利用SMP协同强化SBR脱氮的研究方法 |
| 2.2.3 SMP在不同C/N条件下的研究方法 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 SMP的提取及检测方法 |
| 2.3.2 EPS的提取及检测方法 |
| 2.3.3 多糖与蛋白质的提取及测定方法 |
| 2.3.4 SMP三维荧光光谱的检测方法 |
| 2.3.5 SMP分子量分布的检测方法 |
| 2.3.6 水质和污泥检测指标及其方法 |
| 2.4 计算方法 |
| 2.4.1 以SMP作为电子供体的总氮去除率 |
| 2.4.2 以SMP作为电子供体的氮还原总量 |
| 2.4.3 SMP为反硝化作用提供的电子量 |
| 2.4.4 OM_(inf)与SMP对脱氮的贡献比例 |
| 2.5 数据分析方法 |
| 第3章 SMP作为反硝化电子供体的特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 富碳源条件下的SMP归趋及脱氮效能 |
| 3.2.1 进水碳源的消耗和微生物产物总量的变化 |
| 3.2.2 SMP与EPS总量的变化 |
| 3.2.3 SMP与EPS中多糖和蛋白质含量的变化 |
| 3.2.4 富碳源条件下的脱氮效率 |
| 3.3 富-贫碳源条件下的SMP归趋及脱氮效能 |
| 3.3.1 进水碳源的消耗和微生物产物总量的变化 |
| 3.3.2 SMP与EPS总量的变化 |
| 3.3.3 SMP与EPS中多糖和蛋白质含量的变化 |
| 3.3.4 富-贫碳源条件下的脱氮效率 |
| 3.4 贫碳源条件下的SMP归趋及脱氮效能 |
| 3.4.1 SMP与EPS总量的变化 |
| 3.4.2 SMP与EPS中多糖和蛋白质含量的变化 |
| 3.4.3 贫碳源条件下的脱氮效率 |
| 3.5 不同碳源条件下SMP为反硝化提供电子的效率 |
| 3.5.1 SMP和EPS的产量变化情况 |
| 3.5.2 SMP作为反硝化电子供体的脱氮量情况 |
| 3.5.3 SMP为反硝化提供的电子量情况 |
| 3.5.4 SMP作为电子供体对脱氮的贡献 |
| 3.6 不同碳源条件下SMP为反硝化提供电子的可持续性 |
| 3.7 SMP为反硝化提供电子的途径及规律 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 SBR中以SMP作为电子供体的脱氮效能及调控策略 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 SMP的原位利用过程 |
| 4.2.1 进水碳源的消耗 |
| 4.2.2 微生物产物的生成和消耗 |
| 4.2.3 单周期脱氮过程分析 |
| 4.3 SMP组分变化 |
| 4.3.1 多糖和蛋白质 |
| 4.3.2 可溶性有机组分的分子量分布 |
| 4.3.3 荧光性组分 |
| 4.4 原位利用SMP对脱氮的贡献 |
| 4.4.1 OM_(inf)的贡献 |
| 4.4.2 UAP的贡献 |
| 4.4.3 BAP的贡献 |
| 4.4.4 OM_(inf)和SMP的贡献比 |
| 4.5 原位利用SMP协同强化脱氮途径解析 |
| 4.6 SMP原位利用效率的优化调控 |
| 4.6.1 缺氧反应时间的调控 |
| 4.6.2 污泥龄的调控 |
| 4.6.3 SMP原位利用强化系统的运行稳定性 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 SBR处理不同C/N废水过程中SMP的效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同C/N条件下SMP原位利用强化系统的连续运行效能 |
| 5.2.1 TN的去除效能 |
| 5.2.2 SMP和EPS的含量变化 |
| 5.2.3 SMP和EPS中多糖及蛋白质的含量变化 |
| 5.3 不同C/N条件下强化系统的单周期运行效能 |
| 5.3.1 进水底物的消耗 |
| 5.3.2 SMP的归趋 |
| 5.3.3 SMP的分子量分布 |
| 5.3.4 脱氮效能对比 |
| 5.4 不同C/N条件下的原位利用SMP强化脱氮效率 |
| 5.4.1 SMP的原位利用效率 |
| 5.4.2 原位利用SMP对脱氮的贡献 |
| 5.4.3 SMP和OM_(inf)对脱氮的贡献比 |
| 5.5 处理不同C/N废水过程中SMP的电子中转效应机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 屠宰废水处理现状 |
| 1.1.1 国内屠宰业发展现状及屠宰废水污染现状 |
| 1.1.2 屠宰废水的来源 |
| 1.1.3 屠宰废水的特征 |
| 1.2 国内外屠宰废水处理技术研究现状 |
| 1.2.1 好氧生物处理 |
| 1.2.2 厌氧生物处理 |
| 1.3 水解酸化-生物膜活性污泥复合技术 |
| 1.3.1 水解酸化技术 |
| 1.3.2 生物膜-活性污泥复合技术 |
| 1.4 常用污水处理模拟软件及其研究进展 |
| 1.4.1 常用污水处理模拟软件及其研究进展 |
| 1.4.2 GPS-X技术特点及优势 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与方法 |
| 2.1.1 水质指标检测方法 |
| 2.1.2 生物膜量测定方法 |
| 2.2 小试实验用水水质 |
| 2.3 实验用填料特性 |
| 2.4 接种污泥 |
| 2.5 GPS-X模拟软件的使用 |
| 第3章 水解酸化-生物膜活性污泥复合系统处理屠宰废水小试研究 |
| 3.1 水解酸化工艺小试研究 |
| 3.1.1 摇瓶实验设计 |
| 3.1.2 水力停留时间和填料种类对水解酸化处理效果的影响 |
| 3.2 生物膜-活性污泥复合系统小试试验研究 |
| 3.2.1 IFAS反应器设计及进水参数 |
| 3.2.2 IFAS反应器的运行 |
| 3.2.3 溶解氧对IFAS反应器运行效果的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 基于GPS-X软件的模拟工艺运行情况研究 |
| 4.1 活性污泥法模拟 |
| 4.1.1 模型的构建 |
| 4.1.2 污水厂运行模拟 |
| 4.1.3 模型准确性验证 |
| 4.1.4 污水处理过程分析 |
| 4.2 水解酸化-IFAS工艺模拟 |
| 4.2.1 模型的构建 |
| 4.2.2 污水厂运行模拟研究 |
| 4.2.3 污水处理过程分析 |
| 4.2.4 污水处理影响因素模拟 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 屠宰废水系统改造及调试 |
| 5.1 改造前的废水处理工艺分析 |
| 5.1.1 废水来源及特点 |
| 5.1.2 原有工艺流程 |
| 5.1.3 原有工艺存在问题 |
| 5.2 污水处理改造项目方案设计 |
| 5.2.1 设计条件及范围 |
| 5.2.2 改造方案提出及工艺流程的设计 |
| 5.2.3 改造工艺综合说明 |
| 5.3 改造工程及工艺启动 |
| 5.3.1 改造工程 |
| 5.3.2 运行前期的参数调试及处理效果 |
| 5.3.3 工艺稳定运行期间的污染物去除效果 |
| 5.4 工程效益分析 |
| 5.4.1 环保效益分析 |
| 5.4.2 运行成本分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）尖峰岭热带山地雨林林窗土壤甲烷通量研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤甲烷产生机制 |
| 1.2.2 森林土壤甲烷通量研究 |
| 1.2.3 林窗对森林土壤甲烷通量影响研究 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 主要科学问题 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 林窗和林下土壤甲烷通量观测试验 |
| 2.2.2 土壤非微生物甲烷潜力及影响机制室内模拟试验 |
| 2.3 数据统计与分析 |
| 第三章 林窗和林下土壤甲烷通量月变化特征 |
| 3.1 两种土壤甲烷通量测量方法的比较 |
| 3.2 林窗和林下土壤甲烷通量的月变化 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 土壤甲烷的吸收特征 |
| 3.3.2 土壤甲烷通量的月变化特征 |
| 第四章 林窗和林下土壤甲烷的影响因子分析 |
| 4.1 林窗和林下土壤基本理化性质特征及差异 |
| 4.2 林窗和林下土壤酶活性变化及差异 |
| 4.3 林窗和林下土壤微生物特征 |
| 4.3.1 OTU及其丰度分析 |
| 4.3.2 土壤中微生物多样性分析 |
| 4.3.3 林窗和林下土壤古菌组成及其丰度分析 |
| 4.4 林窗和林下土壤环境因子与甲烷通量的相关性 |
| 4.5 土壤甲烷通量的环境影响因子探索性模型研究 |
| 4.5.1 全年林窗和林下土壤甲烷通量的最佳调控路径 |
| 4.5.2 旱季林窗和林下土壤甲烷通量的最佳调控路径 |
| 4.5.3 雨季林窗和林下土壤甲烷通量的最佳调控路径 |
| 4.6 讨论 |
| 4.6.1 土壤甲烷通量的主要调控因子分析 |
| 4.6.2 林窗对土壤微生物的影响 |
| 4.6.3 林窗对土壤甲烷通量的影响 |
| 第五章 土壤非微生物甲烷排放潜力及其影响机制 |
| 5.1 土壤非微生物甲烷排放机理研究 |
| 5.1.1 热降解机制 |
| 5.1.2 自由基机制 |
| 5.2 讨论 |
| 5.3 土壤非微生物甲烷排放的影响因子 |
| 5.3.1 培养时间对土壤非微生物甲烷排放的影响 |
| 5.3.2 水分对土壤非微生物甲烷排放的影响 |
| 5.3.3 有机碳含量对土壤非微生物甲烷排放的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
四、气相色谱法测定亚硝态氮研究（论文参考文献）
- [1]深海沉积物高效脱氮菌筛选分离及其脱氮特性研究[J]. 姚雨欣,钟新华,李慧贤,范蔚林,项琪,黄亚东. 微生物学通报, 2021(10)
- [2]乌梁素海湿地不同微生境下温室气体通量及其驱动因子研究[D]. 李佳. 内蒙古大学, 2021(12)
- [3]电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究[D]. 张正文. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [4]一种新型双污泥反硝化除磷系统的工艺参数调控及优化运行[D]. 王一鑫. 扬州大学, 2021(08)
- [5]汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制[D]. 赵彬洁. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [6]水体中不同无机氮源对微藻生长及温室气体产生与排放的影响[D]. 黄海燕. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [7]生物滤池去除恶臭气体工艺填料优选研究[J]. 于承泽,李鸣晓,孟繁华,郝艳,刘东明,侯佳奇. 环境科学研究, 2021(08)
- [8]可溶性微生物产物作为电子供体强化SBR脱氮的效能与机制[D]. 张雪宁. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [9]水解酸化-IFAS工艺处理屠宰废水研究及工程调试运行[D]. 刘阔. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [10]尖峰岭热带山地雨林林窗土壤甲烷通量研究[D]. 贾高辉. 海南大学, 2020