一、混凝去除铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的效果研究（论文文献综述）
胥辰卉[1]（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。
徐磊[2]（2021）在《光质与扰动方式对太湖浮游植物群落的影响及联合控藻研究》文中研究指明风浪扰动驱动了浅水湖泊中水下光谱组成和分布差异。在频繁风浪长期干扰的情况下,不同光质对浅水湖泊中浮游植物群落及其微囊藻水华的潜在影响仍未得到深入研究。本研究采用中观实验系统模拟太湖的风浪扰动条件,考察了不同光质（红光、蓝光、绿光、黄光）对太湖浮游植物生长演替的影响,并重点比较分析了微囊藻（蓝藻）对不同光质的响应。接下来研究了光质结合不同扰动方式（间歇扰动、持续扰动）对微囊藻水华的控制效果,最后通过野外中试实验验证光质与扰动联用控制微囊藻水华的效果。本研究主要内容和结果总结为以下几点:（1）不同光质对太湖浮游植物群落结构及演替的影响。实验期间,对照组、黄光、蓝光,红光和绿光组浮游植物平均密度分别为1.70×108cells/L、2.99×108 cells/L、9.89×107cells/L、9.58×107 cells/L和2.16×107 cells/L,其中红光、蓝光和绿光均降低了浮游植物的生长效果,绿光最为显着。对照组、红光和黄光最有利于蓝藻的生长,相反蓝光和绿光均抑制了蓝藻的生长。蓝藻密度从实验最初的2.69×106 cells/L,到实验结束时分别在对照组、黄光和红光中增长至1.68×107 cells/L、1.58×108 cells/L和1.22×107 cells/L,而在蓝光和绿光中分别降至2.63×106 cells/L和1.04×105 cells/L;其中微囊藻（蓝藻）最终均在蓝光和绿光中失去优势并分别被栅藻（绿藻）和针杆藻（硅藻）所取代,微囊藻从最初所占丰度比例为87.09%分别在蓝光和绿光中最终减小至17.34%和3.52%,而栅藻（绿藻）和针杆藻（硅藻）所占丰度比例由初始3.27%和0.17%最终在蓝光和绿光中分别增长至53.78%和53.18%。研究结果表明不同光质对浮游植物群落结构和演替存在显着影响。（2）光质与不同扰动方式（间歇扰动和持续扰动）对微囊藻水华抑制效果研究。实验结束时,对照组和间歇扰动组的蓝藻数量约为持续扰动组的11.81和7.93倍,而生物量约为持续处理组的1.64和1.22倍,此时持续扰动组的蓝藻去除率高达99.96%,接近完全去除水平。实验初期微囊密度为6.33×108 cells/L,实验结束时在对照组、间歇扰动组和持续扰动组的微囊藻密度为3.19×107 cells/L、2.19×107 cells/L和2.78×106 cells/L,此时持续扰动组中的微囊藻丰度比例仅占33.4%,极显着低于对照组（95.23%）与间歇扰动组（81.15%）（P<0.001）。微囊藻在整个实验期间均在对照组和间歇扰动组均占据绝对优势,在持续扰动组中最终被硅藻和绿藻所取代,其中硅藻初始所占丰度比例为0.04%,实验结束时在对照组、间歇扰动组和持续扰动组的丰度比例分别为0.46%、6.89%、31.16%。研究结果表明,持续扰动不仅对微囊藻水华具有显着的控制效果,还显着促进了浮游植物群落优势种向硅藻转变。（3）野外中试实验验证了绿光与持续扰动联用在控制蓝藻水华中的有效性。中试实验结果表明,微囊藻群体在5天内从110.62μm急剧减小至33.61μm,微囊藻数量在实验第3天即可实现74.74%的去除率,实验结束时去除率高达99.61%。初始水体叶绿素a浓度、悬浮物浓度以及化学需氧量分别为223.82μg/L、57.00 mg/L和136.40 mg/L,实验组处理后的水质良好,叶绿素a浓度、悬浮物浓度以及化学需氧量较初始水平分别降低了96.20%、94.74%、78.30%,远高于对照组分别为30.96%、15.30%、43.86%、-0.88%（P<0.01）。微囊藻优势地位在对照组最终被湖生伪鱼腥藻（蓝藻）所取代,而在实验组中被硅藻（如舟形藻）和绿藻（如四尾栅藻）所取代。野外中试实验结果表明,绿光与持续扰动联用对微囊藻水华具有显着的控制效果。
蒋超[3]（2021）在《南太湖入湖河流藻类分布特征及蓝藻资源化利用研究》文中提出近年来,太湖蓝藻持续暴发、湖水倒灌入城等现象严重威胁南太湖地区入湖河流水质、饮用水安全和居民健康,研发经济高效的蓝藻资源化处理处置技术需求迫切。论文针对我国南太湖（湖州地区）湖水倒灌频繁、蓝藻水华问题严峻、蓝藻处理技术缺失等问题,开展南太湖（湖州地区）入湖河流藻类分布特征分析,在此基础上利用藻泥制备生物炭,研究其对入湖河流水华优势藻种的去除性能及可能机制,主要研究结果如下:（1）分析南太湖（湖州地区）入湖河流藻类分布特征发现,非水华暴发期鉴定出藻类105属257种,水华暴发期鉴定出藻类81属149种;入湖口与上游藻类群落结构多样性差异显着,入湖口藻类Shannon和Chao1指数较低,尤其在水华暴发期;水华暴发期入湖河流优势藻门为蓝藻门（87.47±13.56%）,优势藻属为微囊藻属（81.79±18.67%）,与太湖水华暴发优势藻属一致;而在非水华暴发期,入湖口优势藻门为蓝藻门（56.99±30.09%）,优势藻属为微囊藻属（21.62±2.45%）、念珠藻属（15.04±0.39%）、拟浮丝藻属（13.92±0.62%）,河流上游蓝藻门、绿藻门、裸藻门、隐藻门、硅藻门相对丰度较为均匀,优势藻属包括隐藻属（11.10±0.34%）、聚球藻属（9.37±2.64%）、双色藻属（7.83±0.59%）和微囊藻属（6.97±0.39%）。（2）以藻泥为原料制备藻源生物炭,通过盐酸改性大幅提升其除藻性能;响应曲面优化得到改性藻源生物炭除藻的最优工况为投加量287.46 mg/L、p H 8.2、搅拌速率175 rpm、搅拌时间6.4 min,铜绿微囊藻去除率达99%以上,藻细胞类蛋白物质得到同步去除;处理实际含藻污染原水发现,改性藻源生物炭对常规污染物和溶解性有机物的去除性能与铝盐混凝剂相当,其对Chl a、浊度和总磷去除率分别达到84.08%、91.94%、60.62%。（3）探究改性藻源生物炭除藻机制发现,藻源生物炭富含Al、Fe等金属元素和硅氧化合物,除藻过程中改性藻源生物炭能显着降低藻液Zeta电位,与藻细胞之间吉布斯自由能为负,通过静电吸引作用主导藻絮体形成。推测改性藻源生物炭除藻过程机制为:藻源生物炭中Al、Fe等金属元素在酸改性后形成带正电的金属离子,通过压缩双电层和电性中和作用脱稳电负性藻细胞;同时,溶出的Al、Fe金属离子生成水解产物与生物炭上的硅氧化合物共同通过吸附架桥、网捕卷扫作用促进絮体形成;此外,生物炭孔结构对藻细胞有一定吸附能力,不溶性炭粉可作为絮核促进絮体生长、加速絮体沉降。综上所述,南太湖（湖州地区）入湖河流水华暴发受太湖倒灌影响,以藻泥制备生物炭可实现水华优势藻种高效去除,构建了“以废治废”的蓝藻资源化利用新途径。
陈龙飞[4]（2021）在《Fe3O4和粉煤灰制备磁捕剂除藻及吸附Cr（Ⅵ）的研究》文中研究说明河流、湖泊中蓝藻的爆发,造成水质的恶化,影响饮用水安全,从而使得人们对蓝藻的去除尤为关注。此外,重金属会导致严重的水体污染,成为水处理中不能忽视的问题。其中Cr（Ⅵ）毒性强,危害大。因此,如何在实际水处理过程中去除藻和Cr（Ⅵ）,成为研究人员所关心的一个问题。粉煤灰是燃煤电厂在燃烧过程中产生的废弃物,是一种粉状灰粒。粉煤灰微细粉末中,70%以上都是由Si O2、Al2O3和Fe2O3组成。由于其多孔型蜂窝状结构和大的比表面积,使得其对藻类和重金属的去除具有很好的应用前景。（1）论文将某电厂废弃物粉煤灰进行改性,通过将粉煤灰与Fe3O4混合,利用盐酸改性制备了磁捕剂。通过正交实验,甄选出了三者的最优配比,由此制备的磁捕剂除藻效果最佳。同时,研究了不同体积和质量分数的盐酸制备的磁捕剂对铜绿微囊藻的去除效果。（2）利用傅里叶红外光谱（FT-IR）、SEM和Zeta电位仪对磁捕剂进行表征。研究了改性后粉煤灰表面的特征。（3）优化了磁捕剂去除铜绿微囊藻的条件,诸如投加量、搅拌速度/时间、p H、藻密度、接触时间等。之后,研究了磁捕剂对Cr（Ⅵ）的吸附效果,优化了磁捕剂吸附Cr（Ⅵ）的条件。（4）利用动力学模型（拟一阶动力学模型、拟二阶动力学模型）、等温吸附模型（Langmuir模型、Freundlich模型等）和吸附热力学探讨了磁捕剂吸附Cr（Ⅵ）机理。
宋琪[5]（2020）在《Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究》文中进行了进一步梳理当前我国社会经济快速发展的同时,环境问题也日趋严重,其中淡水资源富营养化而导致的蓝藻频发是最严重的问题之一,水生生态系统结构被破坏,鱼、虾等水生生物产量锐减,同时还存在着危害人类健康的风险。然而常规的处理技术,或处理效果差,或处理成本高,或存在二次污染的风险,因此寻求一种安全高效经济的治理蓝藻暴发的措施是当前水产养殖的关键。本论文以蓝藻优势物种铜绿微囊藻为研究对象,开展了Fe2+/过硫酸盐(Fe2+/PS)实现高效低破损去除铜绿微囊藻以及微囊藻毒素的条件以及机理研究;考察了在实际养殖水体处理条件下,含藻底泥堆置期间铜绿微囊藻、胞外有机物以及微囊藻毒素的行为变化,以期评估含藻底泥堆置期间的风险;同时还考察了Fe2+/PS处理技术对斑马鱼的毒理效应,进一步评估Fe2+/PS用于治理蓝藻暴发问题的安全性。主要结论如下:（1）Fe2+/PS通过预氧化降解藻类有机物（AOMs）,降低了铜绿微囊藻细胞的稳定性,同时形成的原位Fe（Ⅲ）提高了絮凝处理效果,SO4·-和OH·是降解AOMs的主要作用自由基,其中溶解性代谢产物与蛋白质类物质更易被氧化。最佳的预氧化-絮凝条件为0.1 mmol/L硫酸亚铁以及1:1的Na2S2O8/Fe SO4质量比;残留Fe含量低于标准限制,不会造成重金属残留风险;仅造成小部分的藻细胞发生轻微损伤,不仅避免了大量胞内藻毒素释放的生态风险,而且有效的去除了胞外藻毒素。（2）含有铜绿微囊藻的养殖水体经过Fe2+/PS处理后,在含藻底泥堆置期间前2d内,胞外藻毒素（MCs）不断下降且明显低于对照组（P<0.05）,且在EEM光谱中代表着蛋白质类物质、溶解性微生物代谢物、富里酸类以及胡敏酸类物质的四种峰强度明显低于对照组。然而由于发挥保护作用的EPSs和水解聚合物被分解,同时由于缺乏充足的营养物质,铜绿微囊藻细胞从d-3开始受到外界环境刺激,发生了轻微的损伤但大部分的细胞仍保持完整。其次,铜绿微囊藻的活性相较于对照组有明显的下降（P<0.05）,从而降低了蓝藻二次复发的风险。（3）斑马鱼在含有大量铜绿微囊藻的水环境中死亡率最高,加入了Fe2+/PS的处理组可以降低斑马鱼的死亡率。在不同处理组中没有对斑马鱼的生长能力造成明显的影响,但诱导斑马鱼机体产生了不同的氧化应激反应。只加铜绿微囊藻组对斑马鱼造成的伤害最为严重,产生了过量的ROS,随着暴露时间的延长,破坏了Na+K+-ATP酶活性,抑制了SOD、CAT的活性,导致了MDA的积累,使得GSH的消耗大幅增加,以清除体内ROS的毒害作用。但经Fe2+/PS处理后,不仅不会对斑马鱼造成伤害,并且在一定程度上缓解了蓝藻对斑马鱼的损伤。研究结果表明,Fe2+/PS一体化预氧化-絮凝技术可以有效的去除铜绿微囊藻,并且在含藻底泥堆置初期不会造成严重的二次污染风险,同时还可以缓解蓝藻暴发对水生生物的毒害作用,可作为处理蓝藻暴发的应急处理技术。
田晓萌[6]（2020）在《Fe2+和过碳酸钠预氧化强化混凝去除铜绿微囊藻》文中研究说明随着全球气候变化和富营养化程度的加剧,蓝藻水华爆发的频率、程度不断升高。饮用水源地出现蓝藻的异常增殖,不仅会导致水体色度的变化,藻细胞释放的胞内有机物和藻毒素会严重影响饮用水水质安全。混凝沉淀是饮用水厂去除藻细胞的核心单元,混凝处理后大量藻细胞实现固液分离进而转移到含藻底泥。但是,传统的混凝沉淀法对藻细胞的去除效果并不理想。现有的预氧化混凝工艺虽然能改善藻细胞去除效果,但会严重破坏藻细胞的完整性,促使藻细胞向水体释放胞内有机物和藻毒素,这会引发更大的水质安全风险。因此,寻找一种能改善藻细胞去除效果、控制胞内有机物以及藻毒素释放的预氧化混凝方法显得尤为重要。针对以上的问题,本研究模拟水华爆发期的含藻水,使用Fe2+/SPC预氧化强化混凝去除藻细胞,考察了藻细胞去除和藻细胞破损情况以及反应过程中胞内有机物和藻毒素释放、去除情况;另外,考察了在堆置期间Fe2+/SPC预氧化强化混凝对藻细胞活性的影响,明确了胞内有机物和藻毒素的释放情况。具体的内容和结果如下:（1）针对水华爆发期铜绿微囊藻（106cells/mL）,Fe2+和SPC预氧化混凝无需投加额外的混凝剂,实现低破损、高效去除藻细胞的最佳Fe2+和SPC投加量为:Fe2+/SPC的摩尔比为1:1,投加量为0.2 mM。（2）在预氧化混凝过程中,铜绿微囊藻细胞受到氧化刺激向胞外释放胞内有机物和微囊藻毒素,同时,该体系中产生的活性自由基和原位的Fe3+水解形成的絮体分别通过降解、吸附作用去除溶解性有机碳和微囊藻毒素,最佳剂量条件下水体中溶解性有机碳浓度、藻毒素浓度均有得到控制。（3）预氧化混凝过程对藻细胞产生氧化损伤效应,在堆置期间,藻细胞持续产生氧化应激反应,直到第8天藻细胞完全失去活性。对于高剂量组,由于在预氧化混凝阶段受到较强的氧化损伤,藻细胞在第0天发生破裂并释放腐殖酸和富里酸类物质。最佳剂量条件下藻细胞第4天开始破裂并释放大量的胞内蛋白类物质,堆置到第6天,藻细胞严重破裂,释放大量的藻毒素,为防止堆置底泥中藻细胞对水质造成二次污染,需在4天之内对含藻底泥进行处理处置。
孙龙[7]（2020）在《紫外/过氧化氢协同治理铜绿微囊藻和低浓度抗生素的研究》文中进行了进一步梳理由于毒物兴奋效应,低浓度抗生素会刺激铜绿微囊藻的生长及生理活动,且现有研究表明抗生素的存在会对削减铜绿微囊藻处理技术的处理效果。基于目前水体中抗生素普遍存在的现状,本论文研究同时去除水体中水华藻及抗生素的技术。本论文选取自然水体中频繁检出的五种典型抗生素（螺旋霉素、阿莫西林、环丙沙星、磺胺甲恶唑和四环素）混合物与铜绿微囊藻为目标污染物,利用UV-C/H2O2联用技术进行处理。本论文在模拟天然水环境抗生素污染浓度（100 ng/L）下,,通过7天的静态培养研究UV-C/H2O2技术对铜绿微囊藻和抗生素的治理效果,对比UV-C/H2O2技术在抗生素存在与否条件下对铜绿微囊藻的作用机制。在使用UV-C/H2O2技术处理后,铜绿微囊藻的生长速度及生理活动均受到抑制,抑制效果呈剂量依赖性。在抗生素存在的条件下,UV-C/H2O2技术的处理效果被削弱。在UV-C辐照剂量为120mJ cm-2的条件下,当H202浓度较低（5～40nmol L-1）时,抗生素的存在对铜绿微囊藻的生长速率和藻细胞数有显着的刺激效应（p<0.05）。而当H2O2浓度较高（≥50nmol L-1）或者UV-C辐照剂量增长为180mJ cm-2时,抗生素的存在,对铜绿微囊藻细胞的生长速率和细胞数没有显着的影响（p>0.05）。水体中抗生素在刺激藻细胞生长的同时,也刺激了微囊藻毒素（MCs）的释放。在UV-C/H2O2剂量较高的处理组中,藻毒素和抗生素的浓度呈下降趋势。UV-C/H2O2处理会导致藻细胞内多种酶（超氧化物歧化酶、谷胱甘肽还原酶、过氧化氢酶）活性、总蛋白及丙二醛含量含量上升,叶绿素a含量降低,且有一定剂量依赖性,表明UV-C/H2O2处理会在一定剂量范围内造成铜绿微囊藻细胞内氧化压力上升、导致氧化损伤及光合系统受损。抗生素共存的处理组中,在UV-C/H202处理的压力下,总蛋白及叶绿素含量相较不加抗组均有所上升,超氧化物歧化酶、谷胱甘肽还原酶、过氧化氢酶活性相对降低,提示抗生素对铜绿微囊藻细胞光合系统及多种生理活动具有刺激作用,该作用缓解了 UV-C/H2O2处理造成的氧化损伤,使相关基因的表达量降低。依据UV-C/H2O2的处理效果以及实施的可行性,最佳处理剂量为UV-C辐照剂量1 20mJ cm-2,H2O2浓度50nmol L-1。考虑到本研究所采取的条件为实验室中理想的培养条件,复杂的环境因素对UV-C/H2O2的消减效应,实际水环境中使用的UV-C/H2O2处理剂量可以进一步增加。本研究证实了 UV-C/H2O2技术可以同时对水体中抗生素及水华蓝藻污染进行处理,并为抗生素污染物共存条件下的水华治理策略供参考。
刘俊利[8]（2020）在《新型高级氧化技术对微囊藻的处理》文中指出水污染问题日益严峻,影响着人们的生产生活。在中国,蓝藻爆发已经成为了一个严重的水污染问题,除藻是不容忽视的。近年来新型高级氧化技术发展迅速,在水处理方面有很好的应用前景。本文主要介绍了两种体系处理铜绿微囊藻,研究的主要内容如下:我们首次分别用低频高强度（20kHz,0.42W/mL）和高频低强度（800kHz,0.07 W/mL）的sono-Fenton工艺研究铜绿微囊藻的失活。20kHz的sono-Fenton工艺处理,在五分钟内成功的将蓝藻细胞的数量从4.19× 1 06cells/mL减少到0.45 × 1 06cells/mL。另外,观察到800kHz的sono-Fenton工艺使微囊藻失活5min后细胞数减少到2.33×1 06 cells/mL,且能量成本较低。结果表明,20kHz超声波能诱导细胞壁上孔形成,导致细胞外的损伤,而低强度的800kHz辐射触发细胞内化学物质的摄取,表明了内吞作用的效应。此外,Fenton试剂的浓度和预超声时间对sono-Fenton过程有影响。尽管单一的Fenton处理法在水中释放微囊藻毒素,但是分别用20kHz和800kHz的sono-Fenton工艺实现了对微囊藻毒素LR的降解。研究结果表明,剧烈的细胞外氧化是20kHz sono-Fenton 工艺重要的失活机制。然而,由细胞内传送 Fenton 试剂引起的胞内氧化被认为是800kHz sono-Fenton工艺失活的主要原因,导致更低的能量成本。在改性纳米金刚石存在时,过硫酸盐能有效氧化混凝微囊藻细胞使去除效率达到99.9%以上。通过对自由基淬灭实验和EPR检测以及细胞SEM检测,只有在N-AND/PS体系中,观察到了具有特定模式的清晰信号,其体系测定的EPR光谱信号是DMPO被氧化的信号;进一步通过实行SEM分析,仅在N-AND/PS中发现细胞大面积聚集或团聚现象,且细胞表面附着大量N-AND材料。这些结果共同表明,氧化混凝体系可能是由铜绿微囊藻、N-AND和PS组成的特殊反应体系,这个新型机制对去除铜绿微囊藻有重要意义:氧化过程发生在以纳米金刚石/细胞膜的生物界面,从而具有靶向性。这项研究为控制水中有害的蓝藻提供了绿色的替代方法,以达到有效处理的目的。
陈帅琦[9]（2020）在《N-TiO2载体混凝去除饮用水中颤藻及可见光催化降解颤藻底泥》文中进行了进一步梳理颤藻（Oscillatoria sp.）是一种丝状产毒蓝藻,在水源地水华爆发期间会释放多种藻毒素以及嗅味物质,对饮用水安全产生严重威胁。混凝-沉淀过程是饮用水厂水处理过程中去除藻类的主要手段,但由于蓝藻细胞表面呈负电荷且具有漂浮性的特点,混凝产生的絮体松散且沉降效果不佳。此外,混凝沉降在底泥中的颤藻细胞能够持续生长并释放藻毒素及其他有害物质,造成二次污染。针对颤藻细胞混凝絮体沉降性能差,底泥中藻细胞生长释放藻毒素等问题,本文以可见光催化剂N-TiO2为载体颗粒,强化饮用水厂常用的聚合氯化铝铁（PAFC）混凝工艺对颤藻细胞的去除效率,同时借助底泥中N-TiO2颗粒的可见光催化特性,在可见光的照射条件下高效降解颤藻细胞及其代谢产物,探究颤藻细胞氧化降解响应机制。最后,对比颤藻和铜绿微囊藻探究不同形态的产毒蓝藻混凝和降解效果差异。主要研究结果如下:（1）N-TiO2颗粒载体混凝增大了絮体的体积和密度,沉降效率更高。投加5 mg/L的PAFC和75 mg/L的N-TiO2颗粒,能够去除约98.9%的颤藻且上清液N-TiO2颗粒残留量小于1 mg/L。（2）光照强度和N-TiO2的剂量是影响含藻底泥降解效果的主要因素,颤藻底泥的降解效果与光照强度和N-TiO2剂量正相关。混凝阶段投加75 mg/LN-TiO2,在10000 lux的光照条件下,12 h后能够降解底泥中约96.4%的叶绿素-a和94.6%柱胞藻毒素,实现底泥的无害化处理。（3）相比球状的铜绿微囊藻,载体混凝对丝状的颤藻强化混凝效果更加显着,颤藻对光催化氧化过程耐受能力更强,相同的光催化降解条件下,颤藻细胞及其产生的柱胞藻毒素更难被降解,颤藻底泥对于环境的威胁更大。本研究使用N-TiO2作为载体颗粒,将载体混凝工艺结合可见光催化氧化技术,同时实现对颤藻（Oscillatoria sp.）原水的高效净化及混凝底泥的无害化处理,为饮用水厂处理水华期间含藻原水提供了新思路。
吴茜冉[10]（2020）在《磁捕剂制备及去除水中藻和铬的研究》文中研究说明蓝藻爆发对人类生活环境造成较大危害。此外,污水中还常常含有Cr6+离子,若不进行有效处理会对环境造成严重危害。是否可以制备一种材料,能同时去除上述两种有害物质?围绕该问题,我们设计实验方案,开展了实验研究。首先,制备一种经条件优化筛选的磁捕剂,它具有较强的吸附功能,可有效混凝水中的铜绿微囊藻;其次,它具有可同时吸附水中部分Cr6+的特点。因此,利用磁场可有效地将磁捕剂从水中打捞出来,既去除了蓝藻,也除去了水中的Cr6+离子。此外,为获得较好的性能,探讨了材料制备的优化条件,研究了制备的磁捕剂材料对水溶液中的铜绿微囊藻、Cr6+以及两者同时存在的吸附性能,利用实验数据进行动力学、等温吸附模型和热力学分析,并初步分析了磁捕剂吸附铜绿微囊藻、Cr6+以及同时吸附两者的机理。主要研究内容如下:（1）磁捕剂制备的条件优化筛选。寻找制备磁捕剂的最佳方法,并优化制备过程中各材料配比。采用傅立叶变换红外光谱（FT-IR）和扫描电子显微镜（SEM）对磁捕剂的结构和性质进行了表征。（2）利用BG-11培养基培养铜绿微囊藻（编号为FACHB-905）,并研究磁捕剂去除铜绿微囊藻的效能。实验研究了磁捕剂的投加量、藻细胞的浓度、作用时间、pH值及温度对除藻效果的影响,确定了最佳除藻条件;利用拟一级和拟二级两种动力学模型,探究了其吸附絮凝铜绿微囊藻的动力学行为。（3）磁捕剂去除水中的Cr6+的实验研究。实验研究了磁捕剂的投加量、作用时间、pH值及温度对除Cr6+效果的影响,确定了最佳除Cr6+条件;利用拟一级、拟二级、Elovich方程、Webber-Morris颗粒内扩散和Boyd模型五种动力学模型,探究了磁捕剂吸附Cr6+的动力学行为;使用Langmuir、Freundlich Temkin和Dubinin-Radushkevich（D-R）等温线评估磁捕剂的吸附能力,确定了其吸附等温线模型,并进行热力学分析,确定反应发生类型。（4）磁捕剂同时去除水中的藻和Cr6+的实验研究。实验研究了Cr6+存在情况下除铜绿微囊藻的情况、铜绿微囊藻存在情况下除Cr6+已经在不同pH条件下、藻投放顺序不同时除Cr6+,并与单独除铜绿微囊藻和Cr6+的实验进行比较。研究表明,制备的磁捕剂合成过程中凹凸棒土的化学结构并没有发生改变,Fe3O4只是以简单的物理作用附着在凹凸棒土表面。磁捕剂吸附絮凝铜绿微囊藻的量为5.12×109cells/g的单位吸附量。通过其除藻机理的探究,得知磁捕剂通过电荷中和和吸附架桥作用吸附絮凝藻细胞的;通过数据拟合表明其吸附絮凝行为符合二级吸附絮凝动力学模型。在室温条件下,磁捕剂吸附Cr6+的量为17.69mg/g的单位吸附量。磁捕剂对Cr6+的吸附符合拟二级动力学和Freundlich等温吸附模型,吸附过程是一个自发、放热的过程。磁捕剂可以同时去除水中的藻和Cr6+,但是两者会产生竞争。
二、混凝去除铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的效果研究（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、混凝去除铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的效果研究（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）光质与扰动方式对太湖浮游植物群落的影响及联合控藻研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国湖泊富营养化现状 |
| 1.1.2 蓝藻水华治理技术概述 |
| 1.2 研究的目的和意义 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 野外中观实验模拟太湖风浪扰动条件下不同光质对浮游植物群落的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 实验指标的测定和分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 水质理化指标特征及变化 |
| 2.3.2 不同光质对浮游植物组成及生长的影响 |
| 2.3.3 浮游植物类群及主要优势种演替变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 光质与不同扰动方式对微囊藻水华的控制效果研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 实验指标的测定和分析 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 水质理化指标特征及变化 |
| 3.3.2 浮游植物类群细胞丰度及生物量变化 |
| 3.3.3 浮游植物群落演替 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 光质与扰动联用控制微囊藻水华野外中试研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 实验指标的测定和分析 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 水质理化指标特征及变化 |
| 4.3.2 浮游植物类群细胞丰度及生物量变化 |
| 4.3.3 浮游植物群落演替 |
| 4.3.4 微囊藻群体形态及大小变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望与不足 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 作者在攻读硕士学位期间发表的学术成果 |
（3）南太湖入湖河流藻类分布特征及蓝藻资源化利用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 太湖蓝藻水华现状 |
| 1.1.1 蓝藻与蓝藻水华 |
| 1.1.2 蓝藻水华暴发机制 |
| 1.1.3 太湖蓝藻水华现状 |
| 1.2 蓝藻水华防治技术 |
| 1.2.1 物理防治技术 |
| 1.2.2 化学防治技术 |
| 1.2.3 生物防治技术 |
| 1.3 蓝藻资源化利用 |
| 1.3.1 蓝藻好氧堆肥 |
| 1.3.2 蓝藻厌氧发酵 |
| 1.3.3 高值物质提取 |
| 1.3.4 生物炭制备 |
| 1.4 研究目的及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 南太湖(湖州地区)入湖河流藻类分布特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域概况 |
| 2.2.2 采样点及样品采集 |
| 2.2.3 数据分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 叶绿素a含量 |
| 2.3.2 藻类种类组成 |
| 2.3.3 Alpha 多样性 |
| 2.3.4 藻类群落结构 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 藻源生物炭改性制备及其除藻性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 藻源生物炭除藻性能研究 |
| 3.3.2 改性藻源生物炭除藻影响因素 |
| 3.3.3 改性藻源生物炭除藻影响因素响应曲面优化 |
| 3.3.4 藻类有机物去除 |
| 3.3.5 污染原水处理实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 改性藻源生物炭除藻过程机制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 藻源生物炭结构表征 |
| 4.3.2 絮体特性分析 |
| 4.3.3 Zeta电位分析 |
| 4.3.4 eDLVO相互作用能分析 |
| 4.3.5 改性藻源生物炭除藻机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（4）Fe3O4和粉煤灰制备磁捕剂除藻及吸附Cr（Ⅵ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 藻类的危害 |
| 1.3 除藻的方法 |
| 1.4 混凝除藻的机制 |
| 1.5 重金属废水及来源 |
| 1.5.1 重金属废水 |
| 1.5.2 重金属废水的特点和危害 |
| 1.6 去除Cr(Ⅵ)的方法 |
| 1.7 吸附理论基础 |
| 1.7.1 吸附动力学理论模型 |
| 1.7.2 吸附热力学模型 |
| 1.7.3 吸附热力学 |
| 1.8 粉煤灰及改性材料混凝除藻和吸附重金属研究现状 |
| 1.9 磁性材料 |
| 1.9.1 磁性材料应用的优势 |
| 1.9.2 磁性材料的制备 |
| 1.10 课题研究的内容与意义 |
| 1.10.1 主要研究内容 |
| 1.10.2 研究的意义 |
| 第二章 磁捕剂的制备和表征 |
| 2.1 实验试剂、材料和仪器 |
| 2.1.1 实验试剂和材料 |
| 2.1.2 实验仪器和设备 |
| 2.2. 磁捕剂的制备 |
| 2.3 实验与研究方法 |
| 2.3.1 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.3.2 吸附Cr(Ⅵ)实验方法 |
| 2.4 磁捕剂的表征 |
| 2.4.1 FT-IR和 SEM分析 |
| 2.4.2 Zeta电位仪 |
| 2.4.3 磁捕剂和粉煤灰表征分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 磁捕剂混凝除藻的研究 |
| 3.1 制备磁捕剂的最优配比 |
| 3.2 转速和搅拌时间对混凝的影响 |
| 3.3 盐酸浓度/体积对磁捕剂混凝除藻的影响 |
| 3.4 投加量对磁捕剂去除M.A的影响 |
| 3.5 接触时间对磁捕剂去除M.A的影响 |
| 3.6 藻密度对磁捕剂去除M.A的影响 |
| 3.7 pH对磁捕剂去除M.A的影响 |
| 3.8 磁捕剂混凝除藻的机理 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 磁捕剂吸附水中Cr(Ⅵ)研究 |
| 4.1 接触时间对磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 4.2 投加量对磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 4.3 p H对磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 4.4 磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)的动力学实验 |
| 4.5 磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)的吸附等温线 |
| 4.6 磁捕剂吸附Cr(Ⅵ)的热力学 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及研究生期间主要成果 |
（5）Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 蓝藻暴发 |
| 1.2.1 水体富营养化与蓝藻暴发 |
| 1.2.2 蓝藻的特征以及危害 |
| 1.2.3 微囊藻毒素及其危害 |
| 1.3 藻类污染的治理控制技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 生物法 |
| 1.3.3 化学法 |
| 1.4 强化絮凝技术研究进展 |
| 1.4.1 预氧化强化 |
| 1.4.2 助凝剂强化 |
| 1.4.3 复合混凝剂强化 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 Fe~(2+)/过硫酸盐一体化预氧化-絮凝的除藻研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验藻种 |
| 2.2.2 化学试剂 |
| 2.2.3 实验仪器与设备 |
| 2.2.4 实验方法与步骤 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe~(2+)/过硫酸盐去除铜绿微囊藻的条件优化 |
| 2.3.2 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻溶液p H和 Zeta电位的影响 |
| 2.3.3 Fe~(2+)/过硫酸盐对胞外溶解性有机物的影响 |
| 2.3.4 Fe~(2+)/过硫酸盐对AOMs的影响 |
| 2.3.5 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻细胞活性以及K+释放的影响 |
| 2.3.6 Fe~(2+)/过硫酸盐对铜绿微囊藻细胞形态结构的影响 |
| 2.3.7 Fe~(2+)/过硫酸盐对微囊藻毒素的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 含藻底泥堆置期间藻细胞变化以及藻毒素释放研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验藻种 |
| 3.2.2 化学试剂 |
| 3.2.3 实验仪器与设备 |
| 3.2.4 实验方法与步骤 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 堆置期间藻细胞去除率的变化 |
| 3.3.2 堆置期间藻毒素释放的变化 |
| 3.3.3 堆置期间胞外有机物的变化 |
| 3.3.4 堆置期间残留Fe含量的变化 |
| 3.3.5 堆置期间细胞完整性的变化 |
| 3.3.6 堆置期间细胞活性的变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 Fe~(2+)/过硫酸盐强化絮凝对斑马鱼的毒理实验研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验藻种 |
| 4.2.2 实验用斑马鱼 |
| 4.2.3 实验材料 |
| 4.2.4 慢性毒理实验与指标测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同处理条件下对斑马鱼存活率的影响 |
| 4.3.2 不同处理条件下对斑马鱼生长的影响 |
| 4.3.3 不同处理条件下对斑马鱼SOD活性的影响 |
| 4.3.4 不同处理条件下对斑马鱼CAT活性的影响 |
| 4.3.5 不同处理条件下对斑马鱼GSH含量的影响 |
| 4.3.6 不同处理条件下对斑马鱼GST活性的影响 |
| 4.3.7 不同处理条件下对斑马鱼MDA含量的影响 |
| 4.3.8 不同处理条件下对斑马鱼Na~+K~+-ATP酶的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 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 |
（6）Fe2+和过碳酸钠预氧化强化混凝去除铜绿微囊藻（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化及蓝藻水华 |
| 1.1.1 水体富营养化 |
| 1.1.2 蓝藻水华 |
| 1.1.3 蓝藻对饮用水厂处理的影响 |
| 1.2 水处理中藻类去除技术研究 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 生物方法 |
| 1.2.3 化学方法 |
| 1.3 预氧化强化混凝技术 |
| 1.3.1 常见的预氧化混凝技术 |
| 1.3.2 催化过氧化氢的强化混凝技术 |
| 1.4 研究意义、内容及创新性 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究创新性 |
| 第二章 Fe~(2+)/SPC预氧化强化混凝去除藻细胞的效果 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验藻种 |
| 2.1.2 实验试剂和仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 预氧化混凝实验 |
| 2.2.2 分析指标及检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe~(2+)和SPC投加量对预氧化混凝效果的影响 |
| 2.3.2 Fe~(2+)/SPC预氧化强化混凝对藻细胞的去除效果 |
| 2.3.3 Fe~(2+)/SPC与其他强化混凝工艺的比较 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 Fe~(2+)/SPC预氧化强化混凝藻细胞的反应过程研究 |
| 3.1 实验材料和仪器 |
| 3.1.1 实验藻种 |
| 3.1.2 实验试剂和仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 预氧化混凝实验 |
| 3.2.2 分析指标及检测方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 预氧化强化混凝过程中DOC浓度变化 |
| 3.3.2 预氧化强化混凝过程中MCs浓度变化 |
| 3.3.3 Fe~(2+)/SPC预氧化强化混凝藻细胞机制探讨 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 底泥堆置过程中藻细胞的行为特征变化 |
| 4.1 实验材料和仪器 |
| 4.1.1 实验藻种 |
| 4.1.2 实验试剂和仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 底泥堆置实验 |
| 4.2.2 分析指标及检测方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 堆置底泥上清液中DOC和EOM的变化 |
| 4.3.2 堆置底泥上清液中胞外MCs变化 |
| 4.3.3 底泥堆置过程中藻细胞生理指标的变化 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（7）紫外/过氧化氢协同治理铜绿微囊藻和低浓度抗生素的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 蓝藻水华污染与治理现状 |
| 1.2.1 蓝藻水华的危害与调控因子 |
| 1.2.2 蓝藻水华治理技术 |
| 1.3 水环境中抗生素污染与治理现状 |
| 1.3.1 水环境抗生素污染现状 |
| 1.3.2 抗生素污染治理技术 |
| 1.4 蓝藻和抗生素的高级氧化治理技术 |
| 1.4.1 蓝藻污染的高级氧化治理技术 |
| 1.4.2 抗生素的高级氧化治理技术 |
| 1.4.3 UV/H_2O_2治理抗生素蓝藻复合污染的可行性分析 |
| 1.5 本论文的研究目的、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料和方法 |
| 2.1 铜绿微囊藻生长试验 |
| 2.2 细胞响应分析 |
| 2.3 抗氧化响应分析 |
| 2.4 抗生素浓度分析 |
| 2.5 数理统计方法 |
| 第三章 UV-C/H_2O_2对铜绿微囊藻和抗生素的治理效果研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 试验结果 |
| 3.2.1 UV-C/H_2O_2对铜绿微囊藻的生长抑制效应研究 |
| 3.2.2 UV-C/H_2O_2对微囊藻毒素治理效果研究 |
| 3.2.3 UV-C/H_2O_2对抗生素治理效果研究 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 抗生素共存条件下藻细胞对UV/H_2O_2的响应研究 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（8）新型高级氧化技术对微囊藻的处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 微囊藻的特征及危害 |
| 1.1.2 微囊藻爆发成因 |
| 1.2 微囊藻的处理技术及研究进展 |
| 1.2.1 藻类污染控制常规工艺 |
| 1.2.2 高级氧化工艺 |
| 1.3 超声波除微囊藻的处理技术及研究进展 |
| 1.3.1 超声波 |
| 1.3.2 超声波除藻技术发展 |
| 1.4 混凝除微囊藻的处理技术及研究进展 |
| 1.4.1 混凝 |
| 1.4.2 混凝除藻技术发展 |
| 1.5 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 第2章 低频率超声-芬顿体系对铜绿微囊藻去除效能的影响 |
| 2.1 材料设备与方法 |
| 2.1.1 试剂与设备 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.2 低频率超声-芬顿体系去除微囊藻细胞效能 |
| 2.3 低频率超声-芬顿体系除藻影响因素研究 |
| 2.3.1 过氧化氢浓度超声-芬顿体系效能的影响 |
| 2.3.2 催化剂浓度对超声-芬顿体系效能的影响 |
| 2.4 低频率超声-芬顿体系对微囊藻毒素去除的贡献 |
| 2.5 低频率超声-芬顿体系除藻的活化氧化机理研究 |
| 2.5.1 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻处理产生自由基分析 |
| 2.5.2 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻细胞形态的影响 |
| 2.5.3 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻细胞活性氧水平的影响 |
| 2.6 小结 |
| 第3章 高频率超声-芬顿体系对铜绿微囊藻去除效能的影响 |
| 3.1 材料设备与方法 |
| 3.1.1 试剂与设备 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.2 高频率超声-芬顿体系去除微囊藻细胞效能 |
| 3.3 高频率超声-芬顿体系除藻影响因素研究 |
| 3.3.1 过氧化氢浓度超声-芬顿体系效能的影响 |
| 3.3.2 催化剂浓度对超声-芬顿体系效能的影响 |
| 3.4 高频率超声-芬顿体系对微囊藻毒素去除的贡献 |
| 3.5 高频率超声-芬顿体系除藻的活化氧化机理研究 |
| 3.5.1 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻细胞通透性分析的影响 |
| 3.5.2 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻细胞形态的影响 |
| 3.5.3 超声-芬顿体系对铜绿微囊藻细胞活性氧水平的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 改性纳米金刚石活化过硫酸盐对铜绿微囊藻去除效能的影响 |
| 4.1 材料设备与方法 |
| 4.1.1 试剂与设备 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 氮掺杂纳米金刚石的物化性质表征 |
| 4.2.1 氮掺杂纳米金刚石晶型结构分析 |
| 4.2.2 氮掺杂纳米金刚石的微观形貌分析 |
| 4.2.3 氮掺杂纳米金刚石的X射线光电子能谱分析 |
| 4.2.4 氮掺杂纳米金刚石的FT-IR分析 |
| 4.3 改性纳米金刚石活化过硫酸盐体系去除微囊藻细胞效能 |
| 4.3.1 不同纳米碳材料活化过硫酸盐混凝铜绿微囊藻性能 |
| 4.3.2 不同混凝体系对铜绿微囊藻的去除效能 |
| 4.3.3 不同的N-AND结合PS对铜绿微囊藻的去除效能 |
| 4.4 影响改性纳米金刚石活化过硫酸盐除藻因素研究 |
| 4.4.1 过硫酸盐浓度对氮掺杂纳米金刚石-过硫酸盐体系效能的影响 |
| 4.4.2 纳米金刚石浓度对氮掺杂纳米金刚石-过硫酸盐体系效能的影响 |
| 4.4.3 不用水基质对氮掺杂纳米金刚石-过硫酸盐体系效能的影响 |
| 4.5 改性纳米金刚石-过硫酸盐体系对微囊藻毒素去除的贡献 |
| 4.6 改性纳米金刚石-过硫酸盐体系除藻的活化氧化机理研究 |
| 4.6.1 氮掺杂纳米金刚石-过硫酸盐体系产生自由基种类分析 |
| 4.6.2 氮掺杂纳米金刚石-过硫酸盐体系对细胞形态的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 主要研究结论及后续研究展望 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 后续研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（9）N-TiO2载体混凝去除饮用水中颤藻及可见光催化降解颤藻底泥（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻水华的成因与危害 |
| 1.1.1 水体富营养化与蓝藻水华 |
| 1.1.2 蓝藻水华的危害 |
| 1.2 颤藻的特征与危害 |
| 1.3 饮用水厂蓝藻去除工艺 |
| 1.3.1 预氧化 |
| 1.3.2 混凝与沉淀 |
| 1.3.3 过滤和消毒 |
| 1.3.4 颤藻的混凝去除工艺 |
| 1.4 载体混凝及可见光催化氧化联用处理含藻原水 |
| 1.4.1 载体混凝工艺 |
| 1.4.2 可见光催化氧化技术 |
| 1.4.3 可见光催化与载体混凝工艺联用处理含藻原水 |
| 1.5 研究意义、内容及创新 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究创新性 |
| 第二章 N-TiO_2载体混凝强化颤藻细胞去除并降解含藻底泥 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 颤藻和铜绿微囊藻 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 N-TiO_2载体颗粒 |
| 2.1.4 实验试剂和仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 载体混凝实验 |
| 2.2.2 上清液N-TiO_2颗粒残留 |
| 2.2.3 N-TiO_2可见光催化降解颤藻底泥实验 |
| 2.2.4 叶绿素-a(Chl-a)含量测定 |
| 2.2.5 细胞形态 |
| 2.2.6 胞外藻毒素的测定 |
| 2.2.7 激发-发射矩阵(EEM)测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 N-TiO_2载体混凝强化颤藻细胞混凝去除 |
| 2.3.2 载体混凝后上清液中N-TiO_2颗粒的残留 |
| 2.3.3 光照强度对于光催化降解颤藻底泥的影响 |
| 2.3.4 N-TiO_2剂量对光催化氧化底泥中颤藻细胞的影响 |
| 2.3.5 不同N-TiO_2剂量的颤藻底泥中胞外有机物的变化 |
| 2.3.6 N-TiO_2光催化降解含藻底泥中藻细胞及其藻毒素的效果比较 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 颤藻细胞对N-TiO_2可见光催化氧化的响应机制 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 颤藻 |
| 3.1.2 试验用水 |
| 3.1.3 N-TiO_2载体颗粒 |
| 3.1.4 实验试剂和仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 叶绿素-a(Chl-a)含量测定 |
| 3.2.2 胞外藻毒素(CYN)的测定 |
| 3.2.3 叶绿素的自发荧光 |
| 3.2.4 胞内蛋白 |
| 3.2.5 细胞生理指标 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 颤藻细胞活性的变化 |
| 3.3.2 细胞生理指标的变化 |
| 3.3.3 颤藻细胞在N-TiO_2载体混凝与底泥降解过程中的行为特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 攻读硕士学位期间参与的科研项目 |
| 参与会议 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（10）磁捕剂制备及去除水中藻和铬的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 藻的种类 |
| 1.2 水华爆发的现状与危害 |
| 1.3 常用的控制水华的方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 铬的危害 |
| 1.4.1 铬的危害 |
| 1.4.2 常规去除水中六价铬的方法 |
| 1.5 磁性复合材料 |
| 1.5.1 凹凸棒土 |
| 1.5.2 磁性复合材料的制备 |
| 1.5.3 磁性复合材料的吸附 |
| 1.5.4 磁性复合材料的吸附机理 |
| 1.5.5 磁性复合材料去除水中藻 |
| 1.5.6 影响吸附效果的因素 |
| 1.6 粘土混凝藻 |
| 1.6.1 混凝机理 |
| 1.6.2 影响混凝的因素 |
| 1.7 课题研究的意义、内容及创新点 |
| 第二章 实验材料、理论与方法 |
| 2.1 实验试剂、设备和材料 |
| 2.2 铬的去除率 |
| 2.2.1 相关试剂的配置 |
| 2.2.2 铬的检测 |
| 2.3 藻的混凝方法 |
| 2.3.1 藻的培养 |
| 2.3.2 藻的计数 |
| 2.3.3混凝实验 |
| 2.4 吸附基础理论 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 吸附等温模型 |
| 2.4.3 吸附热力学 |
| 2.5 材料表征方法 |
| 2.5.1 扫描电镜分析方法(SEM) |
| 2.5.2 傅里叶变换红外光谱 |
| 第三章 磁捕剂的制备与表征 |
| 3.1 不同制备方法制备材料 |
| 3.2 不同浓度盐酸对实验效果的影响 |
| 3.3 磁捕剂的扫描电镜 |
| 3.4 磁捕剂的红外表征 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 磁捕剂去除水中藻的研究 |
| 4.1 不同材料去除水中藻的效果比较 |
| 4.2 不同浓度藻溶液去除效果比较 |
| 4.3 不同pH条件下去除藻效果比较 |
| 4.4 不同投加量去除藻的比较 |
| 4.5 磁捕剂去除水中藻的动力学研究 |
| 4.6 磁捕剂去除水中藻的机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 磁捕剂去除水中六价铬的研究 |
| 5.1 不同材料去除水中Cr~(6+)的效果比较 |
| 5.2 不同pH条件下去除水中Cr~(6+) |
| 5.3 不同投加量去除铬的比较 |
| 5.4 磁捕剂去除水中铬的动力学 |
| 5.5 磁捕剂去除水中铬的热力学 |
| 5.6 磁捕剂去除水中铬的机理 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 磁捕剂同时去除水中藻和六价铬的研究 |
| 6.1 在Cr~(~(6+))存在的情况下不同投加量的去除藻效果 |
| 6.2 在藻存在的情况下不同投加量的去除Cr~(6+)效果 |
| 6.3 不同pH条件下去除铬效果比较 |
| 6.4 几种吸附过程的不同 |
| 6.4.1 最佳投加量 |
| 6.4.2 不同pH条件下去除效果的比较 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间发表论文情况 |
四、混凝去除铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的效果研究（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]光质与扰动方式对太湖浮游植物群落的影响及联合控藻研究[D]. 徐磊. 江南大学, 2021(01)
- [3]南太湖入湖河流藻类分布特征及蓝藻资源化利用研究[D]. 蒋超. 浙江大学, 2021(09)
- [4]Fe3O4和粉煤灰制备磁捕剂除藻及吸附Cr（Ⅵ）的研究[D]. 陈龙飞. 安徽建筑大学, 2021(09)
- [5]Fe2+/过硫酸盐去除铜绿微囊藻及其生态风险研究[D]. 宋琪. 华南理工大学, 2020(02)
- [6]Fe2+和过碳酸钠预氧化强化混凝去除铜绿微囊藻[D]. 田晓萌. 山东大学, 2020(10)
- [7]紫外/过氧化氢协同治理铜绿微囊藻和低浓度抗生素的研究[D]. 孙龙. 山东大学, 2020(10)
- [8]新型高级氧化技术对微囊藻的处理[D]. 刘俊利. 扬州大学, 2020
- [9]N-TiO2载体混凝去除饮用水中颤藻及可见光催化降解颤藻底泥[D]. 陈帅琦. 山东大学, 2020(12)
- [10]磁捕剂制备及去除水中藻和铬的研究[D]. 吴茜冉. 安徽建筑大学, 2020(01)