一、饮用水藻类和藻毒素污染控制与处理研究进展（论文文献综述）
葛思敏[1]（2021）在《重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估》文中研究说明随着工农业生产的发展,水体富营养化现象日益严重,导致蓝藻水华出现,而蓝藻水华能释放藻毒素等次级代谢产物,对人体和其他生物造成危害,引起人们的高度重视。研究建立环境水体中多种、痕量微囊藻毒素（MCs）的快速检测方法,对分析MCs在我国重点流域重点湖泊水体中的时空变化特征,识别影响MCs在水体中分布的环境因素,探究MCs的污染特征及环境风险,并采取有效控制措施具有重要的意义。首先,本研究选择超高效液相色谱串联质谱法,建立了能同时分析环境水样中 8 种 MCs（MC-RR,-LR,-YR,-WR,-LA,-LF,-LY,-LW）的在线固相萃取分析方法,该方法的回收率在70%～120%之间,8种MCs的最低检测限在0.02 ng/L～0.37ng/L之间,与目前普遍采用的高效液相色谱串联质谱法相比,只需要2 mL以亮氨酸脑啡肽为内标的环境水样进行在线固相萃取,测试用时从25 min减少为11 min,更加高效、便捷,并且灵敏度高、准确性高。选取东部平原湖区的巢湖（2020年8月～12月）、洞庭湖（2020年第3、4季度,2021年第1季度）和云贵高原的滇池（2020年8月～12月）、洱海（2020年8月～2021年3月）4大湖泊作为研究对象,通过分析MCs的浓度水平和时空分布特征发现,第3季度滇池、洱海、巢湖、洞庭湖分别有70.00%、23.08%、33.33%、0.00%的点位MCs总浓度超过1.0 μg/L,8种MCs总浓度在各点位的均值由高到低顺序为滇池（1.722 μg/L）>巢湖（1.298 μg/L）>洱海（0.673 μg/L）>洞庭湖（0.131 μg/L）,其中MC-LR占比均为最高,依次为67.31%、64.46%、60.55%、32.64%;第4季度8种MCs总浓度在各点位的均值由高到低顺序为滇池（0.323 μg/L）>洱海（0.233 μg/L）>巢湖（0.095 μg/L）>洞庭湖（0.051 μg/L）。8种MCs在云贵高原湖区的检出率范围为60.05%～99.18%,检出率最高的为MC-LR,最高检出浓度出现在8月份的滇池,浓度为6.156μg/L;在东部平原湖区的检出率范围为48.92%～95.23%,检出率最高的为MC-LR,最高浓度出现在9月份的巢湖为2.400 μg/L。滇池和洱海8种MCs总浓度峰值均出现在8月,峰值分别为4.104 μg/L和0.852 μg/L,早于巢湖和洞庭湖8种MCs浓度峰值出现的时间（巢湖9月,洞庭湖12月）,8种MCs总浓度峰值分别为2.400 μg/L和0.201 μg/L。通过对各个湖泊环境因子（温度、pH、溶解氧、氨氮、总磷、总氮、透明度、叶绿素a、藻密度、氮磷比）的相关性分析和冗余分析,得出结论,p<0.05的置信区间内,滇池MCs与氨氮（0.51）、总磷（0.35）、叶绿素a（0.39）、藻密度（0.33）和氮磷比（0.42）均有显着正相关性,与pH有显着负相关性（-0.37）;洱海MC-LA与总氮（0.72）有显着正相关性,与溶解氧（-0.63）有显着负相关性,MC-LY与总氮（0.63）、叶绿素a（0.64）呈显着正相关,MC-YR与总氮（0.64）呈显着正相关,其余4种MCs与调查的10个环境因子均不显着相关。各湖泊中6种MCs的人体健康综合风险值计算结果表明,8月滇池和9月巢湖的MCs人体健康综合风险指数处于极高风险等级,风险值分别为5.55和6.83;8月洱海和9月滇池的MCs人体健康综合风险指数处于高风险等级,风险值分别为1.31和1.05。滇池MC-RR的风险值范围为0.13～2.24,MC-LR的风险值范围为0.13～2.03,最大风险值均出现在8月;巢湖MC-RR的风险值范围为0.13～5.25,MC-LR的风险值范围为0.01～1.10,最大风险值均出现在9月。总体来说云贵高原湖区的滇池和东部平原湖区的巢湖在8、9月份MCs风险值较高,需要重点关注MC-RR和MC-LR。
胥辰卉[2]（2021）在《蓝藻藻源有机物的分泌释放特性及其水处理效能研究》文中认为蓝藻藻源有机物（algae organic matter,AOM）是蓝藻在生长代谢过程中所生成于胞内或释放于胞外的有机物质,是导致水源水质有机污染和恶化的重要来源。由于蓝藻AOM物质组分复杂,水相溶解度高,极易分散,其在常规水处理过程中难以有效去除,并成为影响处理工艺运行效果和恶化处理水质的主要因素。本研究以实验室培养环境下的纯铜绿微囊藻和太湖实际水环境中水华暴发期蓝藻为研究对象,针对其生长周期内释放分泌在细胞外部的蓝藻胞外有机质（extracellular organic matter,EOM）和贮存于细胞内部却可能由于衰亡或外界刺激而破损释放的蓝藻胞内有机质（intracellular organic matter,IOM）,从有机含量测定、光谱吸收特征分析、分子量分布、荧光物质组分特征分析等方面,考察蓝藻EOM和IOM的具体有机组分结构特性,探究蓝藻AOM向水中自然分泌和可能刺激产生释放的有机物的污染机制。通过混凝去除效率、Zeta电位变化特性、形成絮体粒径分布、絮凝结合荧光物质特征变化等指标,对比分析不同环境下蓝藻EOM和IOM在混凝工艺过程中的絮凝结合特性和处理效能。通过对比蓝藻EOM和IOM在不同活性炭吸附作用下的吸附结合和截留去除效率、活性炭吸附前后蓝藻AOM的物质组分结构变化特征和吸附结合基团特性,解析蓝藻AOM在活性炭吸附处理过程中的优先去除组分和官能团结合效能。研究发现:（1）蓝藻AOM在生长周期内总产量逐渐增长。其中蓝藻EOM的释放量与代谢速度有关,由于藻细胞的迅速增长和强烈代谢活动而持续上升;而蓝藻IOM的分泌量则由于营养物质的逐渐缺失及细胞机体的逐渐衰亡导致藻细胞内能源物质的直接消耗,而表现出IOM合成量减少,并随细胞膜的破损而逐渐渗透流失至胞外。蓝藻EOM的SUVA值较低,<3kDa的小分子物质组分占比较高,主要为芳香性较低的亲水性腐殖酸、富里酸、小分子氨基酸物质;蓝藻IOM的SUVA值较高,>100kDa的大分子物质占比相对有所提高,<3kDa的小分子物质占比降低,主要为芳香结构的蛋白质、酚类物质、可溶性生物代谢物、腐殖酸、富里酸类物质,以疏水性芳香族蛋白质物质比例更高。原生态实验室培养蓝藻生长时,蓝藻合成及分泌的IOM和EOM相似度更高一些,而在复杂的实体太湖水体环境中因为存在着更为丰富的化学物质组分和多样的微生物群落结构,导致蓝藻EOM和IOM在外界刺激下具有更加明显的异质性。（2）蓝藻EOM更难通过混凝的方式予以去除,蓝藻IOM所需的混凝剂剂量比EOM少,去除效果也更好。而实际水体环境复杂的物质成分易导致蓝藻AOM趋向于容易从水环境中脱离的物质转化。蓝藻AOM絮凝结合效率不止受由Zeta电位控制的电中和作用影响,同时受水中去除对象的含量水平和组分分布影响。蓝藻IOM中含有更多易与混凝剂吸附架桥、进行网捕卷扫的大分子物质而使混凝效率有所提高。蓝藻EOM和IOM均不易形成矾花,絮凝沉淀性能较差。蓝藻EOM 比蓝藻IOM形成的絮体粒径尺寸范围更广,均匀度更差,也是导致蓝藻EOM的混凝去除效果较差的原因之一。混凝工艺通过混凝剂的络合反应、吸附和网捕卷扫而表现出对蛋白质类有机物质具有较强的去除能力。（3）活性炭对蓝藻IOM的吸附效果略优于蓝藻EOM,对UV254的去除效率高于DOC。活性炭的吸附效率与被吸附物质的组成结构和含量水平有关。活性炭对蓝藻EOM和蓝藻IOM物质组分中腐殖酸、富里酸类亲水性物质的去除效果明显优于对蛋白质类物质的去除,尤其以亲水性的酚羟基、醇羟基、羧基等活性官能团为主,更易于活性炭发生吸附结合作用而被吸附去除。本论文为针对蓝藻AOM污染的机制分析、絮凝处理和吸附去除工艺提供了重要的理论基础和数据支持,但鉴于本研究最优混凝剂量条件下及吸附效果较佳的活性炭作用下,富含氮的溶解性蛋白有机产物和腐殖质类物质仍然得不到彻底有效去除,因此针对蓝藻爆发水源水的处理过程应当进行合理的工艺配合和优化改进,探索针对蓝藻AOM有机污染达到优良控制效果的工艺技术体系。
曲科宇[3]（2020）在《二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究》文中进行了进一步梳理近年来,水环境富营养化程度越来越高,已经发展成世界范围内关键的环境污染问题之一,导致藻类生物过量滋生,继而发生水华。水库型自来水厂经常遭受水华问题的困扰,当水源水中含有的藻类浓度过高时,会影响水池中混凝沉淀的效率,并导致过滤器阻塞、过滤周期大大缩减、增加出厂水中藻类毒素和藻类消毒副产物比例等问题。二氧化氯（ClO2）能够控制藻类的主要原因是它对苯环具有一定的结合能力,可以使苯环发生变化而不产生气味。藻细胞中叶绿素内的吡咯环和苯环的相似度极高,因此ClO2也同样可以与吡咯环结合,氧化叶绿素,从而导致藻类代谢停止。ClO2作为一种强氧化剂具有良好的除藻效果,在除藻过程中不会产生三致物质,不会增加水的色度,可以降低嗅味物质等优点。本文以遭受藻类污染的蒙山水厂为研究对象,对其水源水库-黄土山水库进行检测和分析,探究了ClO2除藻效果的诸多影响因素、ClO2对藻细胞及胞外有机物的控制效果、ClO2去除藻类过程中产生无机副产物亚氯酸盐（ClO2-）的规律。研究表明,黄土山水库已经处于富营养化状态,首要污染物有营养盐、藻类和有机物。黄土山水库的藻类繁殖具有季节性变化特征,主要集中在夏季,在7月份和8月份藻类繁殖速度最快,水库中藻类的生长最优的种属主要集中在蓝藻门下的颤藻和铜绿微囊藻。影响ClO2预氧化除藻效果实验表明:藻原液中叶绿素a含量为93.95μg/L的条件下,合理的ClO2投加浓度约为1.0 mg/L,接触氧化时间为10 min左右,最佳温度为25℃;投加低浓度的ClO2时,藻细胞对ClO2具有一定抵抗力,只能去除少量的藻细胞;当投加的ClO2浓度逐渐提高,藻细胞的抵抗力被瓦解,随着大量藻类细胞的破损,藻类的去除率显着提高;当藻原液在酸性条件下时,ClO2的除藻效果优于在碱性条件下的除藻效果。ClO2对藻细胞及胞外有机物的控制效果实验得出:ClO2对藻类细胞的生长繁殖抑制效果很好,而且ClO2浓度越大,抑制藻类活性的效果越好;随着ClO2投加浓度的提高,可溶性有机碳（DOC）浓度增加,土臭素（GSM）和胞外二甲基异莰醇（2-MIB）的含量都有不同程度的增加。1.0 mg/L的ClO2氧化叶绿素a含量为93.95μg/L的藻原液10 min后,2-MIB与GSM分别增加了6.3%和65.1%。ClO2去除藻类过程中产生无机副产物ClO2-规律的实验表明:无机副产物ClO2-的生成量受原水的p H和ClO2投加浓度的影响较大,ClO2-的生成量随p H和ClO2投加浓度的增加而增加,剩余ClO2的含量随p H和ClO2投加浓度的增加而减少;藻类的起始浓度、有机物浓度和氨氮浓度对ClO2-的生成影响都很小。
邢加建[4]（2020）在《紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究》文中研究表明超滤技术作为第三代城市饮用水安全保障技术,在国内逐渐得到了推广和应用。超滤对于水中胶体和颗粒物的高效去除能力是其作为饮用水安全保障的屏障。然而,在国内已建成的超滤水厂生产过程中,超滤膜污染带来的运行管理问题以及对溶解性有机物去除效果不高的水质问题成为了超滤工艺进一步发展的瓶颈。在超滤膜前增加预处理单元的组合超滤净水技术是解决上述问题的一种手段。通过膜前预处理等方法对膜单元进水性质的改变,可以有效缓解膜污染并提升水质。论文以新兴的紫外/氯高级氧化技术为预处理单元核心,采用紫外/氯预氧化、紫外/氯/粉末炭吸附、亚铁协同紫外/氯作为预处理方法,系统考察紫外/氯预处理对超滤工艺的膜污染控制的影响及其作用机制。首先以典型的微污染地表水作为原水,考察了采用紫外/氯氧化作为预处理对过滤中产生的膜污染的控制效果。探究了紫外/氯联合超滤工艺作为饮用水安全保障工艺的可行性。实验结果表明,紫外/氯预氧化最高能将可逆膜阻力和不可逆膜阻力分别降低58%和35%。通过对微污染地表水中天然有机物的去除,紫外/氯氧化减少了形成膜污染物质的来源。同时,预氧化对污染物分子量的转化也改变了污染物在膜表面的附着状态。膜表面可逆污染的微观形态观察表明,紫外/氯预处理后膜表面的污染滤饼层比原水过滤更加均匀,这也表明紫外/氯预处理影响了污染物与膜的界面接触形态,形成的污染物更易被水力清洗脱除。研究亦探讨了紫外/氯预处理对微污染地表水中微污染物阿特拉津（ATZ）的去除。微量污染物由于分子量远小于超滤膜孔径,超滤膜对此类物质去除率往往低于10%,而紫外/氯联合超滤工艺对ATZ的去除率最高可达87%。氧化单元的经济概算表明紫外/氯的成本远低于紫外/双氧水的运行成本,体现了良好的工程应用前景。通过揭示紫外/氯氧化预处理对微污染地表水引起的膜污染的控制规律,阐明了紫外/氯预氧化缓解超滤膜污染的影响机制。继续以受较严重污染的水源-含藻源有机物（EOM）的地表水体作为原水,考察了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制效能。结果表明,紫外/氯/粉末炭吸附预处理的对含EOM原水造成的膜污染有良好的控制能力,有效减小了含EOM水中的典型藻源有机污染物和天然有机污染物（NOM）对膜单元的负荷。对于高EOM的地表水,工艺对水中含碳碳双键的EOM或NOM的去除尤为明显。基于吸附和氧化的双重作用,膜阻力的增加十分缓慢,以低EOM原水为例,总污染膜阻力和不可逆阻力分别比未处理原水最高可以降低63%和92%。同时,紫外/氯/粉末炭吸附工艺对超滤难以去除的藻源微量污染物微囊藻毒素（MC-LR）、ATZ以及对氯硝基苯（p-CNB）的去除效果也大幅提升至42-76%。论文明确了含EOM水中有机物组分对膜污染的影响,剖析了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对有机物去除与膜污染缓解的联系机制。为了进一步提升紫外/氯预处理对超滤处理复杂有机水体的膜污染控制效能,在上述研究基础上,通过亚铁协同紫外/氯预处理的方式缓解膜污染并提升出水水质。实验以腐殖酸、牛血清蛋白和海藻酸钠作为典型模型有机污染物,以不同的有机物复合比例,考察亚铁协同紫外/氯对膜污染控制。同时通过解析反应过程、原水的组成成分、分子量分布以及荧光性有机物含量等指标揭示膜污染的控制机制。结果表明亚铁协同紫外/氯预处理对于复合水体中较宽分子量的有机物都有良好的去除效果,因此对于可逆与不可逆膜污染都有一定的控制。以牛血清蛋白原水为例,亚铁协同紫外/氯预处理后总膜污染阻力和不可逆膜污染阻力分别减少了83-84%和76-79%。对于海藻酸钠引起的可逆膜阻力最高可以减少96%。此外,对于腐殖酸和蛋白类占主体的原水,经过亚铁协同紫外/氯预处理后其膜污染指数可以通过荧光强度Fmax较好地推算与判断。实验通过多种比例复合水体的膜污染控制实验以及模型拟合分析,建立了亚铁协同紫外/氯预处理和复杂水体所引起的的膜污染之间的数学关联,可以针对水质的变化调整亚铁协同紫外/氯的剂量来改变污染物与膜的界面行为特征,从而高效控制膜污染。通过实验证实了亚铁与紫外/氯氧化对膜污染控制的协同效应。论文从微污染地表水的超滤处理出发,以紫外/氯氧化为预处理,实现对地表水中天然有机物造成的膜污染的有效控制。继续以紫外/氯为超滤预处理单元核心,采用紫外/氯/粉末炭吸附预处理缓解了含EOM水体引起的膜污染,并通过对藻源与天然有机物的识别以及模型拟合,揭示了紫外/氯/粉末炭吸附预处理中氧化与吸附双重作用对膜污染物质的去除规律。在此基础上,采用亚铁协同紫外/氯的膜前预处理抑制了复杂有机物原水过滤中的膜阻力快速增长。并通过对原水成分分析和膜污染机制解析阐明了亚铁协同紫外/氯对膜污染控制的一般规律与方法。
崔妍琰[5]（2020）在《河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究》文中指出河北南部某自来水厂运行中,出现浊度低不易混凝、藻类堵塞滤池、加药量显着增大等问题,需要对水厂工艺进行调整。吸附剂强化混凝可以提高藻类及各类有机物的去除效果,具有工艺简单、不用改变处理设施等优点。本研究拟考察吸附剂强化混凝对河北南部南水北调水的处理效果。首先进行小试试验,对吸附剂进行比选,研究吸附剂强化混凝对污染物的去除效果,并深入研究吸附剂强化混凝的影响因素。然后进行动态试验,对吸附剂强化混凝的投加量进行优化,在此基础上考察吸附剂强化混凝处理南水北调水连续动态试验在实际运行中的情况,并对吸附剂强化混凝与传统混凝工艺进行对比分析。结果表明:小试试验中,PAC与5种吸附剂强化混凝时,投加粉末活性炭或者硅藻土时对叶绿素a的去除效果较好,但投加粉末活性炭对浊度的去除效果较差。硅藻土强化混凝最佳投加量为15mg/L PAC和20mg/L硅藻土,对浊度、叶绿素a、CODMn及UV254的去除率分别为82.6%、84.6%、41.4%和38%,残余铝含量为0.194mg/L。硅藻土强化混凝的影响因素研究表明,pH值对残余铝含量影响较大,控制pH值在6.57.5范围内可使两种pH值调节方式的出水残余铝含量均低于0.2mg/L。在先投加PAC慢速搅拌10min后投加硅藻土进行混凝时污染物的去除效果最好。残余铝跟余浊最低的PAC投药量不同,残余铝达到最低时的PAC投加量更低,应合理控制出水余浊和残余铝含量。采用动态试验处理河北南部高温高藻南水北调水,确定后续试验运行处理量为48L/h。综合PAC及吸附剂不同投加量下的污染物去除效果、药剂成本和残余铝含量,优选得到在1015mg/L PAC范围内投加5mg/L硅藻土强化混凝处理南水北调水;或者在1015mg/L PAC范围内投加5mg/L粉末活性炭强化混凝处理南水北调水,沉淀出水叶绿素a均在1ug/L以下,降低了藻类对滤池的不良影响。吸附剂强化混凝连续动态试验结果表明:投加10mg/L PAC+5mg/L硅藻土强化混凝或者投加10mg/L PAC+5mg/L粉末活性炭强化混凝时,滤后出水的主要指标均远低于生活饮用水卫生标准,解决了水厂的运行问题。与PAC单独混凝相比,投加吸附剂强化混凝的产泥量更大,但对污染物的处理效果及稳定性更好,投加少量吸附剂不会使运行成本明显升高。
王媛媛[6]（2019）在《粘着剑菌及其活性物质溶藻效能与作用机理的研究》文中研究表明为探究溶藻细菌及其活性溶藻物质的溶藻效能与机制,以铜绿微囊藻和粘着剑菌（Ensifer adhaerens,r23）为对象展开研究。r23是从微囊藻水体中筛选出的溶藻细菌。本文在研究了 r23的生长和溶藻特性基础上,研究了 r23的剂量和投加方式对藻细胞内、外微囊藻毒素（microcystin-LR,简称MC-LR）和溶解性有机物（dissolved organic matter,简称DOM）的影响。通过平行因子分析法（parallel factor analysis,简称 PARAFAC）分析了细胞内、外 DOM（intra-and extra-cellular DOM,简称 IDOM、EDOM）的变化。比较并有效富集了 r23和缺陷短波单胞菌（Brevundimonasdiminuta,AA06）胞外溶藻活性物质。研究了活性物质在溶藻过程中对MC-LR和DOM产生和释放的影响及溶藻机理。并研究了溶藻细菌和溶藻活性物质对实际水华的溶藻效能。细菌r23即使在15℃低温下仍有95%的溶藻效果。r23菌液的上清液具溶藻效果而细胞体没有,说明其有间接溶藻活性。低剂量（2.04×106CFU/mL）r23处理组的藻细胞在前期被刺激生长,会造成更多的MC-LR产生。而较高剂量的r23（3.90×l06,7.15×106 CFU/mL）可同时控制藻的生长和MC-LR的产生。7.15×106 CFU/mL的r23菌液分二次和四次投加组的总MC-LR在处理30天后明显低于对照组,但仍高于一次性投加组。IDOM和EDOM中共同有类酪氨酸（C1）、类色氨酸（C2和C3）、类富里酸（C4）和类腐植酸（C5）5种组分,而IDOM还含有藻蓝蛋白（C6）。EDOM中C1和C3组分荧光强度（maximum fluorescence intensity,简称Fmax）的增强是因为藻细胞的溶解释放。EDOM中C2来源于细菌培养基,可被r23消耗。EDOM中C4和C5组分Fmax增加主要是因为r23生长释放。r23和AA06溶藻的活性物质均能耐强酸强碱、耐高温,且极性很强,稳定性好。两者有相似红外光谱特征,可能含有羟基或仲胺官能团以及苯环,选用r23的溶藻活性物质用于后续实验。加入6 mg/mL的溶藻物质后会使藻细胞出现团聚,可快速控制藻细胞生长、抑制MC-LR合成,减少释放到水中的MC-LR。较低剂量（3、1.5 mg/mL）处理组的藻细胞前期被刺激生长并产生更多的MC-LR,但是15天后可完全抑制藻细胞的生长。6mg/mL的溶藻物质能直接损伤细胞抗氧化系统导致细胞死亡。3mg/mL剂量在短时间内会增加细胞氧化损伤水平,并激发抗氧化系统酶（过氧化氢酶,简称CAT;总超氧化物歧化酶,简称T-SOD）或非酶（还原性谷胱甘肽,简称GSH）的活性,但随着溶藻进行,藻细胞最终死亡。1.5 mg/mL剂量组使藻细胞氧化损伤水平增加、GSH活性增强,但是对抗氧化系统酶T-SOD、CAT活性无明显刺激作用。分两次和四次处理组分别在第8和15天达到与单次剂量相同水平。GSH浓度减少要滞后于T-SOD和CAT,与GSH可以与MC-LR结合解毒有关。溶藻菌菌液和溶藻活性物质均能有效控制水体中chla水平,在第4天藻液出现黄化,藻细胞发生皱缩、破裂等变形。7天溶藻处理后总MC-LR浓度比对照减少44.3-60.4%,但存留的藻毒素以及藻毒素降解产物均会带来生态风险。
张恒峰[7]（2018）在《固定化溶藻细菌对铜绿微囊藻抑制效能的研究》文中进行了进一步梳理随着水体富营养化问题日益严重,藻类水华问题在妨碍经济社会生产和发展的同时,影响人们的生活。目前,治理藻类水华防治措施有物理法、化学法和生物法,而物理法和化学法治理成本较高,同时常常导致水体受到二次污染。目前溶藻细菌等微生物控藻技术拥有高效、环保等优势。因此,越来越多的学者开始关注利用溶藻细菌抑藻。我们利用从土壤中筛选得到的—株高效抑制铜绿微囊藻细胞生长的Brevundimonas sp.AA06细菌,选择包埋固定化微生物技术,将溶藻细菌AA06包埋于固定化小球内部,进行了生物强化抑制铜绿微囊藻的研究。选择聚乙烯醇（PVA）和海藻酸钠（SA）作为包埋载体,固定化溶藻细菌。借助正交实验,确定了 PVA浓度为10%,SA浓度为0.5%,包菌量为2:1,交联时间24h的最佳的溶藻细菌小球制备条件。溶藻小球的扫描电子显微镜图片表明在PVA-SA小球内部存在大量的网状结构,包埋的溶藻细菌细胞吸附在小球内部的骨架之上。96-h的剂量效应关系发现,96h内固定化溶藻细菌的抑藻效能表现出稍强于菌液中游离的溶藻细菌的现象,小球的EC50,96h值为2.18×107 CFU/mL,而菌液的EC50,96h值为1.37×107 CFU/mL。结果表明,固定化技术为溶藻细菌提供了一个稳定的生存环境,强化了溶藻细菌的溶藻效能。通过长期溶藻实验研究了小球和菌液分别对铜绿微囊藻的抑制效能。结果表明,EC90剂量的PVA-SA小球可以抑制铜绿微囊藻细胞长达4个溶藻周期,约长达60 d,而EC90剂量的菌液中游离态溶藻细菌则只可以抑制铜绿微囊藻34 d。当铜绿微囊藻暴露在EC70剂量的PVA-SA小球时,藻细胞内总MCLR的含量保持在40.0±5 μg/L,但是胞内微囊藻毒素含量一直在减少。结果表明,PVA-SA固定化方法适应了溶藻菌的生长特性,实现了长期持续抑制藻类过度生长的效果,避免了溶藻细菌的反复投加,实现了溶藻细菌的一次性投加,并且固定化溶藻菌不会刺激铜绿微囊藻细胞释放微囊藻毒素,不会对水体造成二次污染。一次性分别投加不同有效浓度的菌液和小球于含藻水体,由于菌液中所含牛肉膏蛋白胨培养基会导致水体COD、TN、TP、NH4+-N浓度的急剧升高,而PVA-SA小球对水中COD、TN、TP、NH4+-N浓度变化影响不大。当菌液浓度较低时,暴露处理4 d内,植物细胞SOD、CAT等抗氧化酶活性升高;处理时间延长到第8 d,高浓度菌液的胁迫强度超过植物细胞耐受限度,水生植物细胞膜严重受损,造成胞内抗氧化酶SOD、CAT、POD活性降低,GSH和SP浓度下降。当水生植物暴露在小球时,8 d内小球会导致植物细胞胞内SOD、CAT、POD等酶活性增强,GSH和SP浓度增加,但小球对水生植物细胞影响较小,没有明显影响植物正常的生理功能。
孔艳丽[8]（2018）在《江苏某市水源水中特征污染物解析及强化常规除污染效能》文中研究说明近年来,随着水源水质恶化,传统的常规水处理工艺难以满足日益严格的饮用水卫生标准,强化常规处理工艺是易于被水厂接受的可有效解决水质污染问题的技术之一。单一水源供水很难满足城市供水安全的需求,江苏某市采用多水源供水,但不同水源供水也存在诸如水源水质不稳定、复合污染、水质差异性大、水厂工艺需要适应各种水源水质等问题,因此探索与不同水源原水水质特征适配的强化常规处理工艺技术,具有重要的理论意义和实用价值。在充分考虑各水体水域面积和采样布点代表性的基础上,对江苏某市多个供水水源水质进行了长期取样监测,系统考察了HS、YC和备用水源XJ的水质污染特征,并对其水质污染进行了风险评价。结果表明,HS与YC水质整体处于平稳状态,水质较好,XJ水质较差。水源水均面临季节性嗅味、藻类、微囊藻毒素（MCs）和痕量有机物污染的水质问题,XJ还面临氨氮和砷超标等水质问题。水源水中嗅味污染物二甲基异莰醇（MIB）和β-紫罗兰酮（BI）是主要的致嗅污染物,均大于10 ng/L,MCs浓度处于较低水平,均小于1μg/L,在藻类密度较大时,存在一定的健康风险。痕量有机物如有机氯农药（OCPs）、多环芳烃（PAHs）、邻苯二甲酸酯类（PAEs）污染物、双酚A类（BPs）污染物和抗生素类污染物受污染排放源和人类活动的影响较大,基本呈XJ>HS>YC的趋势,具有明显的季节和空间分布规律,其中OCPs、PAHs、PAEs和BPs在XJ水中的浓度范围分别为540.1753.4 ng/L、100.6357.1 ng/L、421814 ng/L和25.8578.9 ng/L。所研究的几类典型痕量有机物中10种OCPs,14种PAHs,6种PAEs,7种BPs和9种抗生素检出频次较多,检出浓度较高。整体来说HS和YC处于低度污染水平,XJ处于中低度污染水平。经风险分析可知,所研究的痕量有机污染物的暴露水平范围被认为是可接受的,不会引起明显的健康风险。但污染物β-六六六（β-HCH）、?（Chr）和茚并芘（Icd P）对成人尤其是儿童引起的健康风险以及抗生素类污染物存在潜在生态风险,需引起重视。针对某市多个供水水源均存在嗅味、藻类和MCs污染问题,考察了不同预氧化、预吸附和预氧化（吸附）-混凝处理等强化常规除污染技术对多水源水中的嗅味污染物、藻类和MCs的去除效果,结果表明,水厂常规处理工艺对嗅味污染物和MCs的去除效果有限,高锰酸钾和臭氧复合预氧化可实现氧化剂之间的优势互补,提高嗅味污染物、藻类和MCs的强化去除效果。臭氧预氧化对土臭素（GSM）、MIB、BI和β-环柠檬醛（BC）的去除效果均较好,高锰酸钾和次氯酸钠对GSM和MIB的去除效果有限;臭氧、高锰酸钾和次氯酸钠对MCs（三种异构体MC-RR、MC-YR和MC-LR）的去除效果较好,对藻类和叶绿素a有一定的去除效果。水中嗅味污染物、藻类和MCs的去除均呈YC>HS>XJ、BI>BC>GSM>MIB、MC-RR>MC-YR>MC-LR的趋势。臭氧对嗅味污染物和MCs的氧化过程以及高锰酸钾对MCs的氧化过程均符合拟一级反应动力学,反应速率常数K呈现BI>BC>GSM>MIB、MC-RR>MC-YR>MC-LR的趋势,氧化过程中存在臭氧的直接反应,也存在·OH的间接反应。臭氧氧化GSM和MIB主要依靠分解产生的·OH,对BC和BI的氧化既有臭氧直接氧化,也有·OH对分子结构中的羰基的氧化。考察了不同预氧化、粉末活性炭（PAC）预吸附和预氧化（吸附）-混凝处理强化常规除污染技术对多水源水中的痕量有机污染物的去除效果,结果表明,水厂常规工艺对所研究的痕量有机污染物去除效果有限,预氧化-预吸附-混凝处理组合工艺尤其是高锰酸钾与臭氧复合预氧化-PAC-混凝处理组合工艺对多水源水中痕量有机污染物的去除效果较好。复合预氧化组合工艺对水源水中OCPs、Σ10PAHs、ΣPAEs、BPs和抗生素类污染物的去除率分别达到了50%、85%、80%、90%和92%以上。PAC对水源水中痕量有机污染物有一定强化去除作用,在适量的投量下（1015 mg/L）,痕量有机污染物均有不同程度的去除。针对XJ水中氨氮和砷超标的水质问题,考察了改性沸石粉预吸附、改性沸石颗粒强化过滤对水中氨氮的去除效果,高锰酸钾预氧化-强化混凝对砷的去除效果,结果表明,改性沸石粉和改性沸石颗粒通过离子交换和化学吸附作用显着提高了对水中氨氮的去除效果。对沸石吸附氨氮的特性进行了分析,改性沸石粉对氨氮的吸附过程符合拟二级动力学模型,主要传质控制步骤是表面扩散和粒子内部扩散,更适于用Langmuir等温吸附模型描述,是自发、放热和熵减小的过程。改性沸石颗粒过滤对氨氮和耗氧量的去除效果明显优于石英砂过滤,吸附饱和的沸石颗粒经盐再生处理可重复使用。高锰酸钾预氧化-强化混凝处理,可将As（III）转化为与混凝剂水解产物亲和力较强的As（V）,还原产物Mn O2的吸附和强化混凝共沉淀作用,从而提高了水中砷、有机物和浊度的去除效果。在大量研究工作基础上,本文提出了与江苏某市多水源水中嗅味污染物、藻类、MCs、痕量有机污染物以及XJ水源中氨氮和砷等水质污染特征适配的强化常规去除技术方案。可根据水源水质的污染状况,使用相应的强化常规处理技术,提高出水水质,为水厂实际运行中多水源水质切换提供适配的水质净化理论基础和技术支撑,对保障江苏某市居民饮用水安全,具有十分重要的现实意义。
孙凤[9]（2013）在《饮用水处理工艺中微囊藻毒素污染调控技术的优化研究》文中研究表明蓝藻水华引发的微囊藻毒素（Microcystins, MCs）次生污染已成为全球关注的热点环境问题。MCs是水华藻类的次生代谢产物,属于环状多肽,细胞死亡或解体后大量释放到水体中,危害水质安全。MCs具有极高的细胞选择性和专一生物毒性,机体摄入后可经多种途径转移到肝脏等靶器官。毒素暴露后,肝细胞的氧化应激水平显着提高,同时伴生有DNA损伤、细胞骨架破坏、细胞凋亡现象。鉴于MCs对水环境安全及人类健康的危害,控制水体蓝藻水华和MCs浓度水平,确保饮用水安全供给已经成为科学工作者重点关注的环境问题。原水除藻（物理、化学、生物方式）、化学混凝、沉淀、过滤、消毒、活性炭吸附、生物降解等工艺陆续应用于MCs的调控并且获得了明显的成效。但是由于技术限制和认识不足,上述各类工艺尚难以从根本上调控MCs的产生、释放和毒性风险问题,仍然需要对受MCs污染的原水层层设防,逐级调控。本论文从蓝藻细胞低破损去除、含藻给水污泥减量化处理、MCs消毒副产物鉴定与毒性评价方面,优化了受蓝藻水华污染饮用水的处理工艺,为MCs的有效调控提供新的技术支持。论文主要包括以下五部分：论文第一章阐述了微囊藻毒素的理化特性、生成机制与污染现状；归纳了微囊藻毒素典型的生物毒性、作用机制、水质标准与检测方法；详细介绍了针对营养物质、针对水源地藻细胞/MCs和针对给水常规/深度处理中MCs调控策略与工艺进展。在文献综述的基础上分析了目前相关研究存在的问题,提出了基于蓝藻细胞低破损去除、含藻给水污泥减量化处理、MCs消毒副产物鉴定与毒性评价研究的饮用水微囊藻毒素污染调控技术。论文第二章针对混凝沉淀工艺过程中蓝藻细胞的破损与胞内毒素释放问题,通过模拟混凝沉淀工艺,评价了混凝药剂和工艺运行条件（搅拌速度、时间、静沉时间等）对蓝藻细胞及其代谢产物的去除效果,在此基础上考察蓝藻细胞代谢产物的释放规律,阐明蓝藻细胞的破损机理；并对混凝剂剂量、搅拌操作及絮体堆积时间等条件进行了优化。在优化后的混凝条件下（对AlCl3而言最优条件为15mg/L,快搅250r/min、1min,慢搅20r/min、20min;对PACl而言最优条件为4mg/L,快搅150r/min、2min,慢搅40r/min、30min）,几乎所有铜绿微囊藻细胞都可通过表面电中和被完整去除,混凝剂的投加和搅拌条件并没有导致MCs的额外释放。AlCl3混凝絮体中,藻细胞表面能够形成一种有效保护层,一定程度上减弱了藻细胞的溶解。与AlCl3不同,PACl能够打破藻细胞外的保护层,显着加剧藻细胞的破损,使其在絮体堆置2天后即发生溶解。本研究不仅对传统饮用水混凝沉淀处理工艺中有效去除藻细胞具有重要意义,对于沉淀污泥处理过程中水资源的循环利用和二次污染防治同样具有重要的指导意义。论文第三章在混凝沉淀净化处理含藻原水工艺优化的基础上,进一步考察了含藻给水污泥真空过滤脱水过程中机械作用和理化作用对蓝藻细胞稳定性与MCs释放特性的影响。基于不同操作条件下过滤效率（过滤时间、平均滤速）、滤液浊度、MCs浓度的变化,明确了机械作用和理化作用对藻细胞完整性的具体影响,并据此对过滤操作条件进行优化。研究发现载样量对污泥脱水特性影响显着,污泥在过滤介质表面逐渐堆积,不仅降低滤速且对藻细胞具有明显的挤压破坏,实际操作中应避免污泥层的形成,以提高滤速同时减少MCs释放。含藻给水污泥过滤脱水时应选择亲水性过滤介质,在保证较高过滤效率的条件下尽可能降低介质孔度。尽管正压过滤效率略有提高,却会造成絮体和藻细胞破损,从减少MCs释放的角度来讲,应选择低破坏性的真空过滤技术。在合适的推动力作用下（高真空度）,含藻给水污泥过滤效率较高且未增加滤液MCs浓度和浊度,应优先选择。污泥堆存时间的延长虽有利于提高污泥脱水效率,却显着提高了滤液MCs浓度和浊度。在实际给水厂含藻给水污泥减量化处理时,应控制严苛的堆存时间（AlCl3给水污泥要求堆存时间不超过4d, PACl给水污泥要求堆存时间不超过2d）。本研究完善了对蓝藻细胞胞内MCs的归趋方式的认识,同时具体研究结果能够为实际给水厂含藻给水污泥的减量化处理和含泥水资源化利用提供借鉴和参考。论文第四章以典型毒素MCLR和MCRR作为饮用水中微囊藻毒素调控研究的契入点,通过模拟常规氯消毒工艺条件,在实现MCs氧化去除的同时借鉴微囊藻毒素的传统制备工艺,实现MCs消毒副产物（MC-DBPs）的分离纯化,并利用液相色谱-质谱（LC/MS）、质谱-质谱联用（MS/MS）等技术对MCs及MC-DBPs进行结构对比解析,进而确定主要MC-DBPs的结构特性与生成机制；同时在色谱制备的基础上利用蛋白磷酸酶抑制毒性实验建立和完善MC-DBPs环境风险的评价方法。研究表明在不同消毒模式下,MCs能够稳定消减至WHO规定的限值（1.0μg/L）以下,但同时氧化生成多种MC-DBPs。典型DBPs产物类型与分布受MCs类型和消毒剂量的影响与制约。综合分析MC-DBPs的生成机制,不难发现MC主要经历Adda共轭二烯双键加成反应和部分初级产物的脱水反应。蛋白磷酸酶PP1的毒性抑制实验均证实多数MC-DBPs的生物毒性较原毒素有明显下降,但残余的生物毒性依然不能忽视。尽管消毒处理可有效调控MCs的浓度水平,但综合考虑MC-DBPs的含量变化和潜在生物毒性,MC-DBPs对饮用水的二次污染同样值得关注。本研究建立的针对MC-DBPs毒性分析评价技术并不局限于MCLR和MCRR,依据原水中MCs的分布特征,同样适用于其它类型毒素消毒副产物毒性的评价与调控。本研究有助于综合认识MCs的危害及其调控策略和提高饮用水质量,因而具有重要实际意义和应用价值。论文第五章对各研究部分进行了总结,并分析了“饮用水处理工艺中微囊藻毒素污染调控技术的优化研究”的优势与不足之处,展望了该领域的发展方向。本论文优化和改进了微囊藻毒素污染原水的常规处理工艺,为MCs的有效调控提供新的技术支持与参考。
张艳[10]（2011）在《浸没式超滤膜处理含藻水及膜污染控制研究》文中研究表明由于工业的迅速发展,饮用水水源污染日益严重,尤其是富营养化现象频繁发生,使得目前水厂普遍采用的常规饮用水处理工艺面临严峻的挑战。如何有效的去除富营养化水体中的藻细胞及其分泌物已成为保障供水安全的关键性问题之一。采用超滤膜技术去除藻细胞及其分泌物是富营养化水体处理技术研究的新方向。深刻理解藻细胞及其胞外分泌物生长代谢的基本规律和特征是寻找实用性水处理技术和正确应用超滤膜技术的基础。论文以实验室培养的铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa,M. aeruginosa）作为研究对象,从以下5个方面论证超滤膜处理含藻水的可行性:1.通过定性和定量分析揭示了铜绿微囊藻细胞及其分泌物随时间变化的基本规律和特点;2.对比研究了超滤（UF）和粉末炭超滤（PAC/UF）生物反应器对含藻水的处理效果和跨膜压差（Trans-membrane Pressure,TMP）变化及其机理;3.探讨了膜反应器的主要运行参数以及原水水质对聚氯乙烯（Polyvinylchloride,PVC）超滤膜处理含藻水的影响;4.通过中试试验研究了浸没式超滤膜处理受污染水源水的效果;5.研究了不同清洗剂对受污染膜的清洗效能与机理。通过对实验室培养的铜绿微囊藻及其胞外分泌物进行研究证实,铜绿微囊藻细胞浓度随生长时间的增加逐渐增大,在稳定期达到最高值后又逐渐降低。在生长对数期和稳定期时,铜绿微囊藻细胞的等电点在pH45之间,随着pH值的增大电负性不断加强。研究还发现,在不同生长阶段胞外分泌物的主要成分均为亲水性的大分子物质（大于30kDa）。在对分泌物的重要组成物质（碳水化合物、蛋白质和藻毒素）进行分析后发现,其浓度均随藻细胞的生长繁殖逐渐增加。随着时间的变化,碳水化合物与溶解性有机碳（Dissolve Organic Carbon,DOC）比值逐渐降低,而蛋白质与DOC的比值以及蛋白质与碳水化合物的比值均呈增加的趋势。通过对比UF和PAC/UF生物反应器处理含藻水的效果发现,UF能够去除全部的藻细胞,但对胞外有机物的去除效果不明显,从而造成严重膜污染;相比UF工艺,PAC/UF生物反应器可明显减缓TMP的上升速率,同时提高DOC、UV254和MC-LReq的去除率（分别为10.9±1.7%、27.1±1.7%和40.8±4.2%）。但是,PAC对膜处理碳水化合物和蛋白质等大分子有机物的效果几乎没有改变。UF反应器中对有机物的去除机理主要包括膜截留、生物降解和污染层强化截留作用,PAC/UF反应器中的生物作用优于UF工艺。实验还发现,由于PAC降低了反应器内的光照强度,从而导致PAC/UF反应器中碳水化合物和蛋白质的生成量下降;虽然光照强度对反应器中MC-LReq影响不明显,但PAC的吸附作用使其浓度大幅降低。通过改变PVC超滤膜反应器处理含藻水的运行参数（通量、曝气量和反洗条件等）,研究了TMP随时间变化的规律。通量对膜污染的影响随藻细胞浓度的增加而增大;虽然膜污染程度随气液比的增加不断降低,但综合考虑其它因素认为在本实验条件下最适宜的气液比为12:1。随着pH值的提高,污染物与膜表面的负电性逐渐增强,同时高分子量物质所占比例不断增加,使得TMP上升速度不断下降。实验同时证实,相比K+和Al3+,Ca2+对膜污染的缓解效果更加明显。推断认为,Ca2+能更有效地促使水中有机物络合生成大分子物质。藻细胞和腐殖酸间的协同作用,造成了更加严重的膜污染。从实际工程改造角度出发,通过中试实验研究了浸没式超滤膜以混凝沉淀作为预处理工艺过滤受污染水的效果。不受原水水质影响,超滤膜出水中浊度始终低于0.1NTU,且完全去除原水中的藻细胞。由于混凝预处理作用,超滤出水中有机物指标基本达到国家饮用水标准。在长期（40天）运行时,膜反应器始终保持高通量运行（不低于40L/m2/h）。实验结束后采用300mg/L NaClO溶液对膜进行清洗,通量恢复率达到93.6%。为了进一步了解藻及其胞外分泌物对膜污染的影响,系统地研究了不同化学药剂（NaOH溶液,NaClO溶液,HCl溶液,EDTA溶液）对被含藻水污染后的超滤膜清洗效果。结果表明,100mg/L NaClO溶液对不可逆污染的清洗效果最佳（88.4±1.1%）。衰减全反射傅里叶转换红外光谱（ATR-FTIR）也证实NaClO溶液能够几乎去除全部的污染物质（如碳水化合物类和蛋白质类物质）。然而,虽然证实500mg/L NaOH溶液能够去除PVC膜表面的部分污染物,但是其对不可逆污染的去除率仅为1.5±1.0%。通过扫描电子显微镜（Scanning Electron Microscope,SEM）和原子力显微镜（ Atomic Force Microscope,AFM）分析,发现NaOH可能改变了膜表面残余污染物的化学结构,使它们更紧密的粘附在膜表面;或改变了膜表面性质,从而导致NaOH溶液对通量恢复效果不明显。
二、饮用水藻类和藻毒素污染控制与处理研究进展（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、饮用水藻类和藻毒素污染控制与处理研究进展（论文提纲范文）
（1）重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 微囊藻毒素研究进展 |
| 1.2.1 微囊藻毒素国内外检出情况 |
| 1.2.2 微囊藻毒素的检测方法研究进展 |
| 1.2.3 人体健康风险评估研究进展 |
| 1.3 论文依托项目 |
| 1.4 研究目标及内容 |
| 第2章 水体8种微囊藻毒素联合检测方法的建立 |
| 2.1 仪器、试剂及材料 |
| 2.2 仪器条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 滤膜的选择 |
| 2.3.2 固相萃取柱的选择 |
| 2.3.3 流动相体系的选择 |
| 2.3.4 流动相梯度洗脱程序的选择 |
| 2.3.5 线性范围、检出限和定量限 |
| 2.3.6 回收率和精密度 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 不同湖泊微囊藻毒素时空分布特征 |
| 3.1 采样区域概况 |
| 3.2 样品采集及检测 |
| 3.3 四湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.1 滇池微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.2 巢湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.3 洱海微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.4 洞庭湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.4 同一时期湖泊之间微囊藻毒素的分布特征 |
| 3.5 同一时期湖区之间微囊藻毒素的分布特征 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 微囊藻毒素的环境影响因素识别 |
| 4.1 滇池和洱海微囊藻毒素与水质因子的相关性分析 |
| 4.2 滇池微囊藻毒素与水质因子的冗余分析 |
| 4.3 巢湖浮游植物对微囊藻毒素释放影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 微囊藻毒素人体健康综合风险评估 |
| 5.1 人体健康风险评估研究方法 |
| 5.2 四湖微囊藻毒素的人体健康风险评估 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录一: 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）蓝藻藻源有机物的分泌释放特性及其水处理效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 蓝藻及其藻源有机物的基本性质 |
| 1.2.2 蓝藻藻源有机物形成及分泌的环境条件 |
| 1.2.3 蓝藻藻源有机物对水源水质的污染现状 |
| 1.2.4 蓝藻藻源有机物的降解去除措施 |
| 1.2.5 蓝藻藻源有机物处理过程中对水工艺的潜在影响 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 蓝藻藻源有机物的分泌特性及组分结构特征 |
| 2.1 研究目的 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验水样 |
| 2.2.2 藻细胞的鉴定及含量分析 |
| 2.2.3 蓝藻AOM的提取 |
| 2.2.4 蓝藻AOM的表征 |
| 2.2.5 实验设备 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 蓝藻细胞生长周期下AOM的分泌释放规律 |
| 2.3.2 蓝藻AOM的分子量分布特征 |
| 2.3.3 蓝藻AOM的光谱吸收特性分析 |
| 2.3.4 蓝藻AOM的三维荧光组分结构特征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 蓝藻藻源有机物的絮凝特性及其对混凝处理效能的影响 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验水样 |
| 3.2.2 蓝藻AOM的提取 |
| 3.2.3 混凝药剂 |
| 3.2.4 蓝藻AOM的混凝工艺模拟 |
| 3.2.5 蓝藻AOM絮凝性能的表征 |
| 3.2.6 实验设备 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 蓝藻AOM的絮凝效果分析 |
| 3.3.2 混凝前后蓝藻AOM的Zeta变化 |
| 3.3.3 蓝藻AOM的混凝絮体粒径分布变化 |
| 3.3.4 混凝前后蓝藻AOM的物质组分结构变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 蓝藻藻源有机物的吸附效能研究 |
| 4.1 研究目的 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验水样 |
| 4.2.2 吸附材料 |
| 4.2.3 蓝藻AOM的提取 |
| 4.2.4 蓝藻AOM的活性炭吸附模拟实验 |
| 4.2.5 蓝藻AOM的吸附效能表征 |
| 4.2.6 实验设备 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 蓝藻AOM的活性炭吸附去除效率分析 |
| 4.3.2 活性炭吸附前后蓝藻AOM的物质组分变化 |
| 4.3.3 蓝藻AOM中易于活性炭结合的基团结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 藻类及其在饮用水中的控制 |
| 1.1.1 藻类的一般特征 |
| 1.1.2 我国藻类的现状 |
| 1.1.3 藻类污染对饮用水的危害 |
| 1.1.4 藻毒素的危害 |
| 1.1.5 常用的除藻方法 |
| 1.2 二氧化氯除藻技术的研究进展 |
| 1.2.1 二氧化氯的基本特性 |
| 1.2.2 二氧化氯的作用机理 |
| 1.2.3 二氧化氯的制备技术 |
| 1.2.4 二氧化氯除藻的优势 |
| 1.2.5 二氧化氯除藻在国内外的应用实例 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料、设备及分析方法 |
| 2.1 实验水质 |
| 2.1.1 蒙山水厂概况 |
| 2.1.2 藻类爆发原因 |
| 2.1.3 实验水质检测 |
| 2.1.4 藻种类及数量分布 |
| 2.2 实验材料与设备 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 二氧化氯的制备 |
| 2.2.3 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 第3章 二氧化氯除藻效果的研究 |
| 3.1 接触时间对除藻效果的影响 |
| 3.2 二氧化氯浓度对除藻效果的影响 |
| 3.3 pH对除藻效果的影响 |
| 3.4 温度对除藻效果的影响 |
| 3.5 氨氮含量对除藻效果的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 二氧化氯对藻细胞及胞外有机物的控制效果 |
| 4.1 二氧化氯预氧化对藻类的灭活效果 |
| 4.2 二氧化氯预氧化对藻类的生长抑制效果 |
| 4.3 二氧化氯预氧化对胞外2-MIB和 GSM影响 |
| 4.4 二氧化氯预氧化对胞外有机物DOC的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 二氧化氯除藻无机副产物ClO_2~-的生成规律研究 |
| 5.1 不同的ClO_2 投加浓度在不同的反应时间ClO_2-的生成情况 |
| 5.2 在不同pH下ClO_2~-的生成情况 |
| 5.3 初始藻浓度对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.4 有机物含量对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.5 氨氮含量对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（4）紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 超滤净水技术 |
| 1.1.1 超滤净水技术的应用 |
| 1.1.2 超滤净水技术的优势与局限 |
| 1.2 超滤膜污染研究 |
| 1.2.1 超滤膜污染的分类 |
| 1.2.2 主要膜污染物质与机制 |
| 1.3 超滤膜污染控制技术 |
| 1.3.1 膜滤运行优化与控制 |
| 1.3.2 膜前预处理 |
| 1.4 氧化与超滤联合净水技术 |
| 1.4.1 水处理中的氧化技术 |
| 1.4.2 氧化与超滤组合净水 |
| 1.4.3 协同氧化与超滤组合净水 |
| 1.5 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的来源与研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 紫外/氯氧化-超滤处理装置 |
| 2.2.2 平板超滤膜系统装置 |
| 2.2.3 紫外/氯-粉末炭吸附预处理系统装置 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测 |
| 2.3.2 微量污染物的检测 |
| 2.3.3 消毒副产物生成势测定 |
| 2.3.4 氧化剂浓度与紫外剂量的测定 |
| 2.3.5 溶液Zeta电位的测定 |
| 2.3.6 有机物分子量分布的测定 |
| 2.3.7 膜污染物表面形态观察 |
| 2.3.8 荧光性有机物分析 |
| 2.3.9 膜表面官能团表征 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 膜污染组分分析 |
| 2.4.2 膜污染阻力计算 |
| 2.4.3 复合拟合模型分析 |
| 2.4.4 平行因子分析 |
| 第3章 紫外/氯预氧化控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外/氯预氧化对膜污染控制的控制效果 |
| 3.2.1 紫外/氯预氧化对跨膜压差的减小与对可逆性的改变 |
| 3.2.2 膜表面污染物的微观形貌分析 |
| 3.3 紫外/氯预氧化对地表水有机物的氧化降解 |
| 3.3.1 对TOC与UV_(254)的去除 |
| 3.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 3.3.3 有机物分子量分布的改变 |
| 3.3.4 预氧化对微污染物的去除效果 |
| 3.4 不同膜前氧化预处理经济比较 |
| 3.4.1 投资与运行成本概算比较 |
| 3.4.2 总体成本比较 |
| 3.5 紫外/氯预氧化控制膜污染的机制 |
| 3.5.1 复合拟合模型解析膜污染行为 |
| 3.5.2 预氧化反应过程与膜界面行为 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 紫外/氯/粉末炭吸附预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对含EOM水引起的膜污染控制 |
| 4.2.1 对高EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.2 对中EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.3 对低EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.3 紫外/氯-吸附对含EOM水中有机物的去除 |
| 4.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 4.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 4.3.3 含EOM水体中有机物分子量分布的改变 |
| 4.4 紫外/氯/粉末炭吸附对微污染物的控制 |
| 4.4.1 紫外/氯/粉末炭吸附对微囊藻毒素的去除 |
| 4.4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对阿特拉津和对氯硝基苯去除 |
| 4.4.3 紫外/氯/粉末炭吸附对典型卤代消毒副产物的控制 |
| 4.5 紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制机制 |
| 4.5.1 含EOM原水膜污染行为与进水有机物的关联 |
| 4.5.2 含EOM原水膜污染行为的模型拟合与机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 亚铁协同紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 亚铁协同紫外/氯对天然有机物引起的膜污染控制 |
| 5.2.1 对腐殖酸引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.2 对牛血清蛋白引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.3 对海藻酸钠引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.4 对复合天然有机物引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.3 亚铁协同紫外/氯对膜进水中复合有机物的去除 |
| 5.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 5.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 5.3.3 复合有机物分子量分布的改变 |
| 5.4 亚铁协同紫外/氯预处理对膜污染的控制机制 |
| 5.4.1 可逆/不可逆膜污染的表征 |
| 5.4.2 亚铁协同紫外/氯预处理反应过程解析 |
| 5.4.3 有机物指标与膜污染的相关性分析 |
| 5.4.4 亚铁协同紫外/氯预处理后膜污染物迁移的机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 南水北调中线工程及河北省水资源现状 |
| 1.1.2 河北南部目标水厂运行处理现状 |
| 1.1.3 给水处理除藻技术研究现状 |
| 1.1.4 给水处理技术 |
| 1.2 饮用水残余铝的危害及控制 |
| 1.2.1 饮用水残余铝的危害 |
| 1.2.2 生活饮用水卫生标准中铝的浓度限制 |
| 1.2.3 饮用水残余铝含量的控制 |
| 1.3 吸附剂强化混凝在水处理的应用 |
| 1.3.1 强化混凝机理 |
| 1.3.2 强化混凝技术措施 |
| 1.3.3 吸附剂强化混凝在水处理中的应用 |
| 1.4 研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 试验药剂 |
| 2.1.3 试验主要仪器及设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 常规混凝小试试验 |
| 2.2.2 吸附剂强化混凝小试试验 |
| 2.2.3 动态试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规指标分析方法 |
| 2.3.2 残余铝的测定 |
| 2.3.3 产泥量分析 |
| 第3章 强化混凝处理河北南部南水北调水吸附剂比选研究 |
| 3.1 试验期间河北南部南水北调水水质及特点 |
| 3.2 混凝剂单独混凝处理南水北调水优化研究 |
| 3.2.1 单独混凝对浊度的去除情况 |
| 3.2.2 单独混凝对有机物的去除情况 |
| 3.2.3 单独混凝对藻类的去除情况 |
| 3.3 强化混凝处理南水北调水吸附剂比选研究 |
| 3.3.1 吸附剂强化混凝对浊度的去除效果 |
| 3.3.2 吸附剂强化混凝对叶绿素a的去除效果 |
| 3.3.3 吸附剂强化混凝对有机物的去除效果 |
| 3.3.4 吸附剂比选小结 |
| 3.4 硅藻土强化混凝处理南水北调水 |
| 3.4.1 硅藻土强化混凝对浊度的去除效果 |
| 3.4.2 硅藻土强化混凝对有机物的去除效果 |
| 3.4.3 硅藻土强化混凝对藻类的去除效果 |
| 3.4.4 硅藻土强化混凝的残余铝含量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 硅藻土强化混凝及残余铝含量的影响因素研究 |
| 4.1 pH值对硅藻土强化混凝处理南水北调水的影响 |
| 4.1.1 原水pH值对强化混凝的影响 |
| 4.1.2 投加PAC后调节pH值对强化混凝的影响 |
| 4.1.3 pH值对强化混凝残余铝含量的影响 |
| 4.2 硅藻土与PAC投加时间及顺序的影响 |
| 4.2.1 不同投加时间及顺序对混凝效果的影响 |
| 4.2.2 不同投加时间及顺序对残余铝含量的影响 |
| 4.3 其他条件对硅藻土强化混凝残余铝含量的影响 |
| 4.3.1 PAC投加量对残余铝含量的影响 |
| 4.3.2 原水浊度对残余铝含量的影响 |
| 4.3.3 余浊与残余铝含量的关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 吸附剂强化混凝动态试验处理南水北调水优化研究 |
| 5.1 动态试验装置及运行调试 |
| 5.1.1 动态试验装置及主要参数 |
| 5.1.2 试验期间河北南部南水北调水水质及特点 |
| 5.1.3 动态试验装置运行工况调试 |
| 5.2 硅藻土强化混凝处理南水北调水优化研究 |
| 5.2.1 硅藻土强化混凝对浊度和藻类的去除效果 |
| 5.2.2 硅藻土强化混凝对有机物的去除效果 |
| 5.2.3 硅藻土强化混凝的残余铝含量 |
| 5.3 粉末活性炭强化混凝处理南水北调水优化研究 |
| 5.3.1 粉末活性炭强化混凝对浊度和藻类的去除效果 |
| 5.3.2 粉末活性炭强化混凝对有机物的去除效果 |
| 5.3.3 粉末活性炭强化混凝的残余铝含量 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 吸附剂强化混凝处理河北南部南水北调水动态试验运行 |
| 6.1 硅藻土强化混凝处理南水北调水动态试验 |
| 6.1.1 动态试验运行对浊度和藻类的去除效果 |
| 6.1.2 动态试验运行对有机物的去除效果 |
| 6.1.3 动态试验运行残余铝含量 |
| 6.2 粉末活性炭强化混凝处理南水北调水动态试验 |
| 6.2.1 动态试验运行对浊度和藻类的去除效果 |
| 6.2.2 动态试验运行对有机物的去除效果 |
| 6.2.3 动态试验运行残余铝含量 |
| 6.3 吸附剂强化混凝处理南水北调水调节pH值的残余铝含量 |
| 6.4 动态试验运行吸附剂强化混凝与传统混凝工艺对比 |
| 6.4.1 水力负荷对PAC单独混凝动态运行的影响 |
| 6.4.2 水力负荷对吸附剂强化混凝动态运行的影响 |
| 6.4.3 产泥量对比 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）粘着剑菌及其活性物质溶藻效能与作用机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 藻类水华的危害与防治 |
| 1.2.1 藻类水华的危害 |
| 1.2.2 藻类水华的防治 |
| 1.3 有害水华藻毒素 |
| 1.3.1 藻毒素的分类和结构 |
| 1.3.2 藻毒素的危害 |
| 1.3.3 藻毒素的降解去除 |
| 1.4 细菌溶藻方法与机制研究进展 |
| 1.4.1 溶藻细菌种类 |
| 1.4.2 溶藻物质的分离 |
| 1.4.3 溶藻过程中藻毒素变化 |
| 1.4.4 溶藻机理 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验藻种和细菌的培养 |
| 2.2.1 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.2.2 溶藻细菌的培养 |
| 2.3 分析测定方法 |
| 2.3.1 藻细胞密度和溶藻率 |
| 2.3.2 细菌的生长曲线 |
| 2.3.3 扫描电镜 |
| 2.3.4 藻毒素MC-LR的提取、分离和测定 |
| 2.3.5 三维荧光光谱的测定及平行因子分析 |
| 2.3.6 藻细胞生理生化指标测定 |
| 2.3.7 溶藻物质红外光谱特征 |
| 2.3.8 叶绿素的测定 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 溶藻剂量效应关系 |
| 2.4.2 溶藻细菌的溶藻方式 |
| 2.4.3 溶藻影响因素 |
| 2.4.4 溶藻过程微囊藻毒素和胞内有机物质的产生释放 |
| 2.4.5 溶藻细菌对微囊藻毒素降解 |
| 2.4.6 溶藻活性物质分离与理化性质 |
| 2.4.7 溶藻活性物质溶藻效率 |
| 2.4.8 实际藻样的溶藻 |
| 2.5 数据分析 |
| 3 溶藻细菌r23的溶藻效能 |
| 3.1 溶藻菌生长特性 |
| 3.2 溶藻菌溶藻的剂量效应关系 |
| 3.3 溶藻菌r23的溶藻方式 |
| 3.4 溶藻菌溶藻的效能影响因素 |
| 3.4.1 温度对溶藻的影响 |
| 3.4.2 溶藻菌的生长阶段对溶藻效果的影响 |
| 3.4.3 细菌培养基对溶藻效果的影响 |
| 3.4.4 起始藻细胞密度对溶藻效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 溶藻菌溶藻中藻毒素和胞内有机物的产生与释放 |
| 4.1 不同投加剂量下MC-LR的产生与释放 |
| 4.1.1 溶藻过程中藻细胞密度的变化 |
| 4.1.2 藻毒素的产生与释放 |
| 4.1.3 抑藻过程中胞内外有机物的释放 |
| 4.2 不同投加方式下MC-LR的产生与释放 |
| 4.2.1 溶藻过程中藻细胞密度的变化 |
| 4.2.2 藻毒素的产生与释放 |
| 4.2.3 抑藻过程中胞内外有机物的释放 |
| 4.3 溶藻细菌对藻毒素的降解 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 溶藻活性物质的分离及溶藻效能 |
| 5.1 溶藻活性物质的稳定性 |
| 5.1.1 溶藻物质的pH稳定性 |
| 5.1.2 溶藻物质的温度稳定性 |
| 5.1.3 长时间放置稳定性 |
| 5.2 溶藻活性物质的分离 |
| 5.2.1 溶藻活性物质的极性 |
| 5.2.2 溶藻活性物质的乙醇醇析 |
| 5.3 溶藻活性物质红外光谱特征 |
| 5.4 溶藻活性物质的剂量效应关系 |
| 5.5 剂量对溶藻的影响 |
| 5.5.1 溶藻中叶绿素浓度的变化 |
| 5.5.2 溶藻中藻毒素的产生与释放 |
| 5.5.3 溶藻中胞内外有机物的释放 |
| 5.6 投加方式对溶藻的影响 |
| 5.6.1 溶藻中叶绿素浓度的变化 |
| 5.6.2 溶藻中藻毒素的产生与释放 |
| 5.6.3 溶藻中胞内外有机物的释放 |
| 5.7 溶藻物质的溶藻机制 |
| 5.7.1 藻细胞内可溶性蛋白浓度的变化 |
| 5.7.2 藻细胞内丙二醛浓度的变化 |
| 5.7.3 藻细胞内总超氧化物歧化酶活性的变化 |
| 5.7.4 藻细胞内过氧化氢酶活性的变化 |
| 5.7.5 藻细胞内还原性谷胱甘肽浓度的变化 |
| 5.8 本章小结 |
| 6 实际水体水华溶藻的效能 |
| 6.1 藻细胞形貌在溶藻过程中的变化 |
| 6.2 溶藻中的叶绿素浓度变化 |
| 6.3 溶藻中的藻毒素变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录A 菌液溶藻过程中三维荧光-平行因子分析结果 |
| 附录B 溶藻活性物质溶藻过程中三维荧光-平行因子分析结果 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（7）固定化溶藻细菌对铜绿微囊藻抑制效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 藻类水华概述 |
| 1.2.1 藻类水华的定义 |
| 1.2.2 藻类水华的成因 |
| 1.2.3 藻类水华的危害 |
| 1.3 藻类水华防治方法研究进展 |
| 1.3.1 物理方法 |
| 1.3.2 化学方法 |
| 1.3.3 生物方法 |
| 1.4 固定化技术研究进展 |
| 1.4.1 固定化技术的分类及特征 |
| 1.4.2 固定化技术的载体材料 |
| 1.4.3 固定化技术在水处理的应用 |
| 1.4.4 固定化溶藻细菌研究进展 |
| 1.5 本课题研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.3.2 溶藻细菌的培养 |
| 2.3.3 水生植物的培养 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 剂量效应关系测定 |
| 2.4.2 小球与菌液对铜绿微囊藻抑制效能的研究 |
| 2.4.3 小球与菌液对微囊藻毒素释放的影响研究 |
| 2.4.4 小球与菌液对水生植物的环境影响分析 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 藻细胞密度测定 |
| 2.5.2 传质性能与强度系数的测定 |
| 2.5.3 比表面积及孔径分析 |
| 2.5.4 扫描电子显微镜 |
| 2.5.5 常规水质指标测定 |
| 2.5.6 微囊藻藻毒素的测定 |
| 2.5.7 叶绿素含量测定方法 |
| 2.5.8 水生植物的生理生化指标测定 |
| 3 固定化小球与菌液对铜绿微囊藻的溶藻特性研究 |
| 3.1 固定化小球的制备与表征 |
| 3.1.1 固定化小球的制备流程 |
| 3.1.2 固定化小球成球效果影响因素的研究 |
| 3.1.3 比表面积及孔径测定 |
| 3.1.4 扫描电子显微镜表征 |
| 3.2 小球与菌液的溶藻特性研究 |
| 3.2.1 小球与菌液的剂量效应关系 |
| 3.2.2 小球与菌液的长期抑藻效能研究 |
| 3.3 溶藻过程中藻细胞形态变化 |
| 3.4 溶藻过程中小球形貌结构的变化 |
| 3.5 小球与菌液对铜绿微囊藻毒素释放影响的研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 溶藻过程中固定化小球与菌液的环境影响分析 |
| 4.1 溶藻过程中藻细胞密度变化 |
| 4.2 溶藻过程中水质变化的研究 |
| 4.2.1 溶藻过程中COD浓度变化 |
| 4.2.2 溶藻过程中TN浓度变化 |
| 4.2.3 溶藻过程中NH_4~+-N浓度变化 |
| 4.2.4 溶藻过程中TP浓度变化 |
| 4.3 溶藻过程中水生植物叶绿素变化情况 |
| 4.4 溶藻过程中小球和菌液对植物生理生化指标的影响 |
| 4.4.1 植物体内可溶性蛋白质浓度的影响 |
| 4.4.2 植物体抗氧化酶系统的影响 |
| 4.4.3 植物体内MDA浓度的变化 |
| 4.4.4 植物体内非酶物质浓度的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（8）江苏某市水源水中特征污染物解析及强化常规除污染效能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 课题研究目的和意义 |
| 1.2.1 水污染现状及危害 |
| 1.2.2 某市水源水及水处理现状 |
| 1.2.3 我国饮用水标准的发展 |
| 1.3 强化常规给水处理工艺研究进展 |
| 1.3.1 常规处理工艺及其局限性 |
| 1.3.2 化学预氧化强化常规给水处理研究进展 |
| 1.3.3 预吸附强化常规给水处理研究进展 |
| 1.3.4 强化混凝技术研究进展 |
| 1.3.5 强化沉淀与气浮技术研究进展 |
| 1.3.6 强化过滤技术研究进展 |
| 1.4 本研究的来源和主要内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 本研究的主要内容与技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂及材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 有机物标准物质 |
| 2.1.4 改性沸石粉和改性滤料制备及再生处理 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 水源地取样点布置 |
| 2.2.2 水厂工艺流程及取样点 |
| 2.2.3 水样的采集与保存 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 预氧化实验 |
| 2.3.2 强化混凝实验 |
| 2.3.3 强化过滤实验 |
| 2.3.4 预氧化-预吸附-混凝-强化过滤 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 常规水质指标分析方法 |
| 2.4.2 有机物指标测定方法 |
| 2.4.3 其他测定方法 |
| 第3章 某市水源水中特征污染物解析及风险评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水质常规指标污染特征分析 |
| 3.3 水中典型污染物分布及风险分析 |
| 3.3.1 原水及出厂水中嗅味污染物变化规律及其与藻类的关系 |
| 3.3.2 水源水及出厂水中微囊藻毒素变化规律及风险分析 |
| 3.3.3 水源水中有机氯农药分布规律及风险分析 |
| 3.3.4 水源水中多环芳烃分布规律及风险分析 |
| 3.3.5 水源水中邻苯二甲酸酯类分布规律及风险分析 |
| 3.3.6 水源水中双酚A类污染物分布规律及风险分析 |
| 3.3.7 水源水中抗生素类污染物分布规律及风险分析 |
| 3.3.8 水源水中特征污染物的空间分布特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 水源水中嗅味污染物和藻毒素的强化常规去除效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 预氧化强化常规处理对嗅味污染物的去除效能 |
| 4.2.1 水厂常规处理工艺对嗅味污染物的去除效能 |
| 4.2.2 实验期间水质概况及最佳混凝剂投量的确定 |
| 4.2.3 预氧化强化去除嗅味污染物的效能 |
| 4.2.4 臭氧氧化去除嗅味污染物的反应动力学 |
| 4.2.5 臭氧氧化嗅味污染物的中间产物 |
| 4.3 高锰酸钾与臭氧复合预氧化对嗅味污染物去除效能 |
| 4.3.1 高锰酸钾与臭氧复合预氧化方式对嗅味污染物去除效能 |
| 4.3.2 氧化剂投量配比对复合预氧化处理效能的影响 |
| 4.3.3 高锰酸钾与臭氧复合预氧化机理分析 |
| 4.4 粉末活性炭预吸附强化常规处理对嗅味污染物的去除效能 |
| 4.4.1 粉末活性炭对嗅味污染物的去除效能 |
| 4.4.2 粉末活性炭预吸附-混凝对嗅味污染物的去除效能 |
| 4.4.3 粉末活性炭预吸附-混凝对综合有机物的去除效能 |
| 4.5 预氧化强化常规处理对藻毒素的去除效能 |
| 4.5.1 水厂常规处理对藻毒素的去除效能 |
| 4.5.2 预氧化对藻毒素及藻类等的去除效能 |
| 4.6 预吸附强化常规处理对藻毒素和藻类的去除效能 |
| 4.6.1 活性炭预吸附对藻毒素和藻类的去除效果 |
| 4.6.2 预氧化-活性炭联用对藻毒素和藻类的去除效果 |
| 4.7 水源水中嗅味污染物、藻类和藻毒素的强化常规去除技术方案 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 水源水中几类典型痕量有机污染物的强化常规去除效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验期间多水源水质 |
| 5.3 强化常规处理工艺对有机氯农药的去除效能 |
| 5.3.1 水厂常规处理工艺对有机氯农药的去除效果 |
| 5.3.2 预氧化-混凝强化常规处理对有机氯农药的去除效果 |
| 5.3.3 活性炭预吸附强化混凝对有机氯农药的去除效果 |
| 5.4 强化常规处理工艺对多环芳烃的去除效能 |
| 5.4.1 水厂常规处理工艺对多环芳烃的去除效果 |
| 5.4.2 预氧化对多环芳烃的去除效果 |
| 5.4.3 预氧化-混凝强化常规处理对多环芳烃的去除效果 |
| 5.4.4 活性炭预吸附强化混凝对多环芳烃的去除效果 |
| 5.5 强化常规处理工艺对邻苯二甲酸酯类污染物的去除效能 |
| 5.5.1 水厂常规处理工艺对邻苯二甲酸酯类的去除效果 |
| 5.5.2 预氧化对邻苯二甲酸酯类污染物的去除效果 |
| 5.5.3 预氧化-混凝强化常规处理对邻苯二甲酸酯类污染物去除效果 |
| 5.5.4 粉末活性炭预吸附强化混凝对邻苯二甲酸酯类的去除效能 |
| 5.6 强化常规处理工艺对双酚A类污染物的去除效能 |
| 5.6.1 水厂常规处理工艺对双酚A类污染物的去除效果 |
| 5.6.2 预氧化对双酚A类污染物的去除效果 |
| 5.6.3 粉末活性炭预吸附强化混凝对双酚A类污染物的去除效果 |
| 5.7 强化常规处理工艺对抗生素类污染物的去除效能 |
| 5.7.1 水厂常规处理工艺对抗生素的去除效果 |
| 5.7.2 预氧化对抗生素的去除效果 |
| 5.7.3 粉末活性炭预吸附强化混凝对抗生素类污染物的去除效果 |
| 5.8 水源水中几类典型痕量有机污染物的强化常规去除技术方案 |
| 5.9 本章小结 |
| 第6章 XJ水源水中氨氮和砷等污染物的强化常规去除效能 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验期间XJ原水水质 |
| 6.3 改性沸石粉强化混凝对氨氮等污染物的去除效能 |
| 6.3.1 预氧化-混凝对氨氮的去除效果 |
| 6.3.2 天然沸石粉对氨氮等污染物的去除效果 |
| 6.3.3 改性沸石粉对氨氮等污染物的去除效果 |
| 6.4 改性沸石颗粒强化过滤对氨氮和有机物的去除效能 |
| 6.4.1 改性沸石颗粒对氨氮的吸附效能 |
| 6.4.2 改性沸石颗粒强化过滤对氨氮和耗氧量的去除效果 |
| 6.4.3 沸石颗粒改性前后及使用前后的表征分析 |
| 6.5 高锰酸钾预氧化强化混凝对砷的去除效能 |
| 6.5.1 高锰酸钾预氧化对砷的去除效果 |
| 6.5.2 pH对高锰酸钾预氧化除砷的影响 |
| 6.5.3 腐殖酸对高锰酸钾预氧化除砷的影响 |
| 6.5.4 水中共存离子对高锰酸钾预氧化除砷的影响 |
| 6.5.5 预氧化强化混凝除砷过程中zeta电位的变化 |
| 6.5.6 预氧化强化混凝除砷过程中絮体红外光谱的变化 |
| 6.6 XJ水源水中氨氮和砷等污染物的强化常规去除技术方案 |
| 6.7 不同水源复合污染水质的强化常规去除技术方案 |
| 6.7.1 HS和YC水源复合污染强化常规去除技术方案 |
| 6.7.2 XJ水源复合污染强化常规除污染技术方案 |
| 6.8 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 |
（9）饮用水处理工艺中微囊藻毒素污染调控技术的优化研究（论文提纲范文）
| 目录 |
| CONTENT |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微囊藻毒素的污染状况 |
| 1.1.1 水体富营养化与蓝藻水华污染 |
| 1.1.2 微囊藻毒素的理化特性 |
| 1.1.3 微囊藻毒素的环境危害 |
| 1.1.4 微囊藻毒素水质标准与检测方法 |
| 1.2 微囊藻毒素调控策略与处理工艺进展 |
| 1.2.1 针对营养物质的调控策略 |
| 1.2.2 针对水源产毒藻细胞和毒素的预处理调控策略 |
| 1.2.3 给水常规/深度处理策略 |
| 1.3 论文的研究内容与研究意义 |
| 1.3.1 目前微囊藻毒素污染调控技术存在问题与对策分析 |
| 1.3.2 论文的主要研究内容 |
| 1.3.3 论文创新点 |
| 1.3.4 论文的研究意义 |
| 第2章 混凝沉淀低破损去除铜绿微囊藻工艺的评估与优化研究 |
| 2.1 氯化铝混凝沉淀低破损去除铜绿微囊藻工艺的评估与优化 |
| 2.1.1 实验材料及方法 |
| 2.1.2 结果与讨论 |
| 2.1.3 小结 |
| 2.2 聚合氯化铝混凝沉淀低破损去除铜绿微囊藻工艺的评估与优化 |
| 2.2.1 实验材料及方法 |
| 2.2.2 结果与讨论 |
| 2.2.3 小结 |
| 第3章 含藻给水污泥脱水减量化过程微囊藻毒素释放特性评价与调控研究 |
| 3.1 含藻氯化铝给水污泥脱水减量化过程微囊藻毒素释放特性评价与调控 |
| 3.1.1 实验材料及方法 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.1.3 小结 |
| 3.2 含藻聚合氯化铝给水污泥脱水减量化过程微囊藻毒素释放特性评价与调控 |
| 3.2.1 实验材料及方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.2.3 小结 |
| 第4章 微囊藻毒素消毒副产物生成机制及其生物毒性评价与调控研究 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 混凝实验 |
| 4.1.3 消毒实验 |
| 4.1.4 MCs和MC-DBPs分析 |
| 4.1.5 MC-DBPs的制备纯化 |
| 4.1.6 MC-DBPs蛋白磷酸酶活性抑制分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 氯消毒过程中MCs的消减效果 |
| 4.2.2 消毒处理水样的生物毒性评价 |
| 4.2.3 MC-DBPs鉴定与生物毒性评价 |
| 4.2.4 基于CT值消毒调控微囊藻毒素污染原水的实际借鉴 |
| 4.3 结论 |
| 第5章 研究结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.1.1 混凝沉淀低破损去除铜绿微囊藻工艺的评估与优化 |
| 5.1.2 含藻给水污泥脱水减量化过程微囊藻毒素释放特性评价与调控 |
| 5.1.3 微囊藻毒素消毒副产物生成机制及其生物毒性评价与调控 |
| 5.2 研究展望 |
| 5.2.1 混凝沉淀低破损去除铜绿微囊藻工艺的评估与优化 |
| 5.2.2 含藻给水污泥脱水减量化过程微囊藻毒素释放特性评价与调控 |
| 5.2.3 微囊藻毒素消毒副产物生成机制及其生物毒性评价与调控 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的科研情况 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（10）浸没式超滤膜处理含藻水及膜污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 富营养化对水体的危害 |
| 1.2.1 淡水藻类的特征 |
| 1.2.2 蓝藻的生物学特征 |
| 1.2.3 藻类对水体水质的影响 |
| 1.3 含藻水处理技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 膜技术 |
| 1.4.1 膜的种类 |
| 1.4.2 膜污染及其控制 |
| 1.5 超滤膜在饮用水处理中的研究与应用 |
| 1.5.1 单独超滤膜处理天然水的研究 |
| 1.5.2 预处理对超滤膜工艺的影响 |
| 1.5.3 超滤膜在饮用水处理中的应用 |
| 1.5.4 超滤膜处理含藻水的可行性及其存在的问题 |
| 1.6 课题的来源和研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 本论文的主要研究内容及总技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 超滤膜的选择 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 试验水质 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 实验室小试装置 |
| 2.2.2 水厂中试装置 |
| 2.3 主要测定项目和分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标检测 |
| 2.3.2 藻细胞及其分泌物的测定 |
| 2.3.3 水中溶解性有机物的化学分级表征 |
| 2.3.4 有机物分子质量分布的测定 |
| 2.3.5 膜表面的衰减全反射傅里叶转换红外光谱分析 |
| 2.3.6 扫描电子显微镜 |
| 2.3.7 原子力显微镜 |
| 2.3.8 水中溶解性有机物的分子荧光光谱分析 |
| 2.3.9 膜表面接触角测定 |
| 第3章 铜绿微囊藻的培养观测与藻细胞分泌物的特性分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铜绿微囊藻的培养观测 |
| 3.2.1 铜绿微囊藻的生长曲线 |
| 3.2.2 培养过程中吸光度的变化 |
| 3.2.3 培养过程中叶绿素含量的变化 |
| 3.2.4 铜绿微囊藻细胞Zeta 电位的变化 |
| 3.3 铜绿微囊藻胞外分泌物的特性分析 |
| 3.3.1 培养过程中的亲疏水性变化规律 |
| 3.3.2 培养过程中的分子量分布变化规律 |
| 3.3.3 培养过程中的分子荧光光谱分析 |
| 3.4 铜绿微囊藻胞外分泌物的分类定量分析 |
| 3.4.1 胞外分泌物中DOC 的变化规律 |
| 3.4.2 胞外分泌物中UV_(254) 的变化规律 |
| 3.4.3 胞外分泌物中碳水化合物的变化规律 |
| 3.4.4 胞外分泌物中蛋白质的变化规律 |
| 3.4.5 胞外分泌物中MC-LReq 的变化规律 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 UF 与PAC/UF 生物反应器处理含藻水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 粉末活性炭性能实验 |
| 4.2.1 粉末活性炭的孔隙特点 |
| 4.2.2 粉末活性炭的表面化学性质 |
| 4.2.3 PAC 对胞外分泌物的吸附曲线分析 |
| 4.3 试验装置和运行条件 |
| 4.3.1 试验装置和运行条件 |
| 4.3.2 试验原水 |
| 4.4 UF 与PAC/UF 生物反应器处理含藻水的效能与机理分析 |
| 4.4.1 粉末活性炭投加量对TMP 的影响 |
| 4.4.2 UF 与PAC/UF 生物反应器的出水水质对比与机理分析 |
| 4.5 粉末活性炭对反应器中胞外分泌物的影响 |
| 4.5.1 反应器中碳水化合物和蛋白质的含量 |
| 4.5.2 反应器中MC-LReq 的含量 |
| 4.6 UF 与PAC/UF 生物反应器处理含藻水的TMP 变化 |
| 4.7 膜表面的SEM 观测 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 浸没式超滤膜处理含藻水的膜污染控制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 运行参数对膜污染的控制 |
| 5.2.1 通量对膜污染的控制 |
| 5.2.2 曝气对膜污染的控制 |
| 5.2.3 反洗对膜污染的控制 |
| 5.3 原水水质对膜污染的影响与控制机理 |
| 5.3.1 藻细胞浓度对膜污染的影响 |
| 5.3.2 pH 对膜污染的影响与控制机理 |
| 5.3.3 金属离子对膜污染的影响与控制机理 |
| 5.3.4 腐殖酸对膜污染的影响与控制机理 |
| 5.3.5 pH、金属离子和腐殖酸对膜清洗效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 浸没式超滤膜处理受污染水源水的中试研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验装置和运行条件 |
| 6.2.1 试验装置和运行条件 |
| 6.2.2 试验原水 |
| 6.3 浸没式超滤膜处理受污染水源水的效能 |
| 6.3.1 浸没式超滤膜去除浊度的效能 |
| 6.3.2 浸没式超滤膜去除COD_(Mn) 的效能 |
| 6.3.3 浸没式超滤膜去除DOC 的效能 |
| 6.3.4 浸没式超滤膜去除UV_(254) 的效能 |
| 6.3.5 浸没式超滤膜去除氨氮的效能 |
| 6.3.6 浸没式超滤膜去除亚硝酸盐氮的效能 |
| 6.3.7 浸没式超滤膜去除藻细胞浓度的效能 |
| 6.4 中试试验过程中的膜污染控制 |
| 6.4.1 出水方式对膜污染的控制 |
| 6.4.2 液位高度对膜污染的控制 |
| 6.4.3 填充密度对膜污染的控制 |
| 6.4.4 反洗方式对膜污染的控制 |
| 6.5 长期运行期间膜通量的变化 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 化学清洗对膜污染的控制作用 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 试验装置和运行条件 |
| 7.2.1 试验装置和运行条件 |
| 7.2.2 试验原水 |
| 7.3 不同清洗剂对膜的清洗效果 |
| 7.4 被化学溶液洗脱的有机物组成成分 |
| 7.5 膜表面的ATR-FTIR 分析 |
| 7.6 膜表面的SEM 观测 |
| 7.6.1 膜表面形态的SEM 观测分析 |
| 7.6.2 膜断面形态的SEM 观测分析 |
| 7.7 膜表面的AFM 观测 |
| 7.7.1 膜表面形态的AFM 观测分析 |
| 7.7.2 膜断面形态的AFM 观测分析 |
| 7.8 不同清洗条件下膜表面接触角度的变化 |
| 7.9 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 |
四、饮用水藻类和藻毒素污染控制与处理研究进展（论文参考文献）
- [1]重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估[D]. 葛思敏. 中国环境科学研究院, 2021
- [2]蓝藻藻源有机物的分泌释放特性及其水处理效能研究[D]. 胥辰卉. 扬州大学, 2021(08)
- [3]二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究[D]. 曲科宇. 山东建筑大学, 2020(05)
- [4]紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究[D]. 邢加建. 哈尔滨工业大学, 2020
- [5]河北南部南水北调水吸附剂强化混凝研究[D]. 崔妍琰. 河北工程大学, 2020(07)
- [6]粘着剑菌及其活性物质溶藻效能与作用机理的研究[D]. 王媛媛. 北京林业大学, 2019(04)
- [7]固定化溶藻细菌对铜绿微囊藻抑制效能的研究[D]. 张恒峰. 北京林业大学, 2018(04)
- [8]江苏某市水源水中特征污染物解析及强化常规除污染效能[D]. 孔艳丽. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [9]饮用水处理工艺中微囊藻毒素污染调控技术的优化研究[D]. 孙凤. 山东大学, 2013(04)
- [10]浸没式超滤膜处理含藻水及膜污染控制研究[D]. 张艳. 哈尔滨工业大学, 2011(04)