一、蔗糖厂水污染分析、治理技术及应用浅谈（论文文献综述）
马欢欢[1]（2021）在《酒糟对人工湿地植物根表铁膜去除重金属的影响机理》文中认为生活污水中含有一定量的铅（Pb）、镉（Cd）、铜（Cu）和锌（Zn）等重金属。高效净化污水中的重金属是乡村振兴进程中需要攻克的一项难题。根表铁膜（Iron plaque,IP）对湿地植物吸收和积累重金属具有显着的影响,但酒糟在调节相关过程中的作用尚不清楚。本研究假设,适量添加酒糟可以促进人工湿地中黄菖蒲根表IP的形成及其对生活污水中的Pb、Cd、Cu和Zn的去除。本研究针对解决农村生活污水中的重金属问题,以大型水生植物黄菖蒲为研究对象,通过添加不同量的酒糟（质量比分别为0、0.2%、0.4%）人工湿地小试试验,处理低（L）和高（H）浓度重金属污染的生活污水,以不添加重金属的生活污水作为空白对照,分析了人工湿地对重金属的去除效率,对黄菖蒲的生理生化指标的影响,对黄菖蒲根表铁膜的形成以及对重金属吸收和转运的影响,对人工湿地基质中微生物群落结构的影响,并在转录组水平探讨了酒糟对重金属胁迫的调控作用,以期明确酒糟对IP形成的影响以及对Pb、Cd、Cu和Zn的吸附和转运的机理,阐明酒糟对人工湿地中重金属的去除效率及去除机理,得出主要结论如下:（1）酒糟中含有植物生长所需的C、O、Mg、P、K等元素,并含有与重金属吸附和离子交换有关的官能团碳酸盐基团（C=O）、羟基（-OH）和C-H键,是根系生物量增加并对Pb、Cd、Cu和Zn有较好吸附性的原因。（2）本研究表明,添加酒糟并种植黄菖蒲的人工湿地处理系统对污水中重金属Pb、Cd、Cu和Zn的去除率分别达到95%、80%、100%和60%。在人工湿地运行的前60天,基质的吸附、络合以及沉淀等物理过程是去除重金属Pb、Cd和Zn的主要手段。（3）酒糟的添加,改变了湿地基质的阳离子交换能力和p H值,直接影响到根系氧化力的变化,进而影响IP的形成。结果表明,在Pb、Cd、Cu和Zn浓度较高时,酒糟对IP的形成有促进作用,浓度较低时,有抑制作用。附着在酒糟表面的重金属与根表IP中的重金属发生相互转化。IP促进了Cd和Zn转移到地面部分,Pb主要存储在IP中,Cu则主要存储在根中。（4）高浓度重金属胁迫下,添加酒糟后,Pb和Cd主要储存在细胞壁和胞液中,Cu主要分布在细胞壁中,Zn主要分布在胞液中来缓解毒性。酒糟的添加,促进了Cu和Zn向细胞核以及叶绿体的转移。（5）酒糟的添加对过氧化氢酶（CAT）活性的恢复最为有利,其次是（过氧化物酶）POD活性。通过对根尖的超微结构变化的观测表明,酒糟在一定程度上缓解了重金属对细胞核、核仁、染色质、细胞膜系统等的毒害作用。（6）黄菖蒲叶片转录组分析发现,对GO注释和KEGG通路富集分析可知,苯丙烷类生物合成途径、淀粉和蔗糖代谢、植物激素信号转导与重金属的吸收、转运以及解毒等有关。（7）通过高通量测序技术研究表明,酒糟的添加显着增加了基质中细菌群落种类数和群落结构多样性,增加了湿地系统的稳定性。综上所述,添加酒糟人工湿地处理系统对重金属Pb、Cd、Cu和Zn的去除率较好,能显着的提升水质。酒糟促进了亚细胞结构对重金属的结合以及区室化作用,一定程度缓解了重金属的毒害作用。研究结果为酒糟调控湿地植物吸收富集重金属、净化水质以及调控湿地基质微环境,实现人工湿地处理含重金属农村生活污水提供了理论依据。
刘慧佳[2]（2021）在《以碱改玉米芯为碳源的人工湿地强化脱氮效果研究》文中研究指明水在人类社会发展中起着非常重要的作用,其中氮元素污染是水体常见的污染之一。近年来,人工湿地作为一种环境友好型的生态工程,被人们广泛应用于各种污染废水的治理中,但人工湿地在处理水中氮元素污染,尤其是一些低碳氮比污水时,普遍存在着脱氮效率低的问题。近年来,以廉价、易得且有机质含量高的植物生物质作为一种外加碳源,将其添加到人工湿地中可有效提高人工湿地脱氮效果,且通过对植物生物质进行改性处理可解决初期可能存在氮、磷和有机物大量释放而后期供碳不足等问题。本研究通过正交实验,确定玉米芯的最佳碱改性方式,采用扫描电镜分析碱改玉米芯的表面形貌,通过静态释放实验分析碱改玉米芯的释碳性能。以碱改玉米芯为碳源构建垂直流人工湿地,以空白和原始玉米芯为碳源的人工湿地作为对照组,通过连续监测,探究以碱改玉米芯为碳源的人工湿地对污水中COD、NH4+-N、NO3—-N、NO2—-N、TN和TP的去除效果,并分析间歇曝气和进水污染负荷对人工湿地中污染物去除效果的影响。人工湿地系统稳定时,监测典型周期内人工湿地中污染物变化规律。结果表明:（1）不同碱改性处理得到的玉米芯释碳过程均符合二级动力学方程,且碱浓度、处理时间、处理温度这三个因素对玉米芯释碳的影响程度排序为碱浓度>处理时间>处理温度,最佳碱处理方式为碱浓度2%、处理时间12 h、处理温度20℃。处理得到的碱改玉米芯表面粗糙程度增大,孔隙增多,有利于碳源的释放和微生物的挂膜生长。碱改玉米芯具有更好的释碳性,COD平均释放量和释放速率分别为24.26 mg/g、2.19 mg/g/d,浸出液C/N比从原来的38.56增大到128.69,碱改玉米芯适合作为人工湿地的外加碳源。（2）以碱改玉米芯为碳源的人工湿地具有较好的NO3—-N去除效果,去除率分别为98.92%、98.38%和91.39%,显着高于空白对照组,碱改玉米芯可有效增强人工湿地反硝化作用。间歇曝气可显着提高人工湿地COD、NH4+-N、TP的去除率,各组人工湿地出水COD平均浓度均低于50 mg/L,符合《城镇污水处理厂污染物排放标准（CB18918-20002）》中一级A标准,以碱改玉米芯为碳源的人工湿地出水NH4+-N、TP平均去除率分别为60.93%和89.50%。在阶段1和2,相比以原始玉米芯为碳源的人工湿地,以碱改玉米芯为碳源的人工湿地具有更高的NH4+-N和TN去除率、更低的NO2—-N累积。当进水污染负荷加倍时,各组人工湿地出水污染物浓度均有所上升,出现NO2—-N累积现象。（3）典型周期内,人工湿地中污染物在不同阶段具有相同的变化趋势。以碱改玉米芯为碳源的人工湿地中COD浓度和NH4+-N浓度变化相似,即在进水2 h内迅速下降而后趋于稳定,好氧微生物能迅速利用水中DO来降解有机物和NH4+-N。以碱改玉米芯为碳源的人工湿地中NO3—-N浓度在48 h前迅速降低而后趋于稳定,比以原始玉米芯为碳源的人工湿地高8个小时,而空白对照组人工湿地中NO3—-N浓度不降反升。以碱改玉米芯为碳源的人工湿地出水TN浓度和NO3—-N浓度相似,硝化作用是影响以碱改玉米芯为碳源的人工湿地脱氮的主要因素。外加碳源人工湿地TP浓度始终低于空白对照组,在进水8 h内迅速降低而后趋于稳定,当进水污染负荷加倍时,其TP浓度变化为在24 h前迅速降低而后缓慢降低直至趋于稳定。
刘姣[3]（2021）在《不同湿地植物及其组合对生活污水的脱氮除磷效果研究》文中提出近年来,随着社会的进步和人民物质生活水平的提高,随之而来的环境问题也日益加重。水污染是当今社会较为严重的环境问题,其中,富营养化问题则是全世界均需应对的问题。尤其是在许多不发达国家和地区由于污水处理设备欠缺,将大量未经处理的污水直接排入江河湖泊,严重加剧了富营养化程度,使人们的生活受到严重影响。现有的城市污水厂能够通过一定的技术手段降低城市生活污水中的氮磷,但是污水中的营养物浓度仍然较高,排入自然水体后会引起富营养化。富营养化水体的治理迫在眉睫。湿地植物能够吸收营养物质以维持自身的生长,同时,植物还能够通过光合作用向根区输送氧气,从而增加水体中溶解氧的浓度,植物根系微生物在氮磷的转化方面也发挥着重要的作用。因此,筛选出净化效果好、抗污能力强的湿地植物是提高污水中污染物去除效率的有效技术措施之一。本研究选取东北地区常见的3种湿地植物:西伯利亚鸢尾（Iris sibirica L.）、水菖蒲（Acorus calamus L.）和水芹（Oenanthe javanica（Blume）DC.）作为研究对象,设置不同浓度梯度污染负荷、不同湿地植物及其组合以及不同湿地植物与基质组合方式,通过测定分析污水水质和植物生理指标,比较分析不同湿地植物及其组合对不同浓度生活污水的处理效果。结果表明:（1）植物水培研究中,不同浓度梯度污水中污染物的去除存在较大的差异。高浓度污水中,总氮（TN）的去除率为26.20%～93.23%,氨氮（NH4+-N）的去除率为54.53%～99.21%,硝态氮（NO3--N）的去除率为57.90%～84.96%,总磷（TP）的去除率为30.00%～100%,化学需氧量（COD）的去除率为68.63%～85.29%,且表现为种植有植物的系统对污染物的去除效果优于空白对照;中浓度污水中,TN的去除率为26.87%～56.53%,NH4+-N的去除率为44.66%～70.11%,对NO3--N和TP的去除能力较差,COD的去除率为29.79%～51.06%;低浓度污水中,各系统对TN和NO3--N的去除效果甚微,对NH4+-N的去除率为67.58%～97.85%,且种植有植物的系统对NH4+-N的去除均高于空白对照,COD的去除率为29.41%～67.65%;公园湖泊污水中,TN、NH4+-N、NO3--N和TP均具有较好的去除效果,这与水样中污染物的初始值较低有关。（2）植物水培研究中,同一浓度梯度下不同湿地植物对污染物的去除差异明显。高浓度污水中,对各污染物的去除效果最好的是西伯利亚鸢尾+水菖蒲系统,去除率达到了84.96%～99.47%;中浓度污水中,去除效果最好的是水菖蒲+水芹,去除率达到了48.94%～81.08%,尤其是对TP的去除率远远高于其他系统;低浓度污水中,对氮的去除表现较好的是西伯利亚鸢尾+水芹,去除率达到了97.46%,对TP和COD去除效果较好的是水菖蒲+水芹,去除率分别达到了84.44%和67.65%。（3）植物-基质联合水培研究中,基质的加入加快了系统的稳定,相较于只种植植物的系统,加入基质的系统达到稳定的时间更短。加入基质的系统与植物处理结果类似,高浓度污水中的污染物均得到了较好的去除,去除率为57.83%～98.34%;中浓度污水中NO3--N的去除率均为负值,其他污染物则到了较好的去除,与植物处理相比,加入基质后TP的去除率提高了48.25%～84.21%;低浓度污水中污染物的去除与中浓度类似,在NH4+-N、TP和COD的去除方面有着优异表现,尤其是在去除TP方面,去除率达到了86.96%～100%。对TN的去除效果一般,去除率在25%-35%之间。（4）植物-基质联合水培研究中,同一植物或组合对同一浓度污水的污染物具有不同的去除效果。高浓度污水中,植物混种对污染物均具有较好的去除效果,尤其是西伯利亚鸢尾+水菖蒲,对污染物的去除率达到了60.96%～98.34%。中浓度污水中,对氮和COD去除效果较好的是水菖蒲+水芹,去除率分别达到了70.68%和93.94%,对磷去除效果较好的是水芹,去除率达到了89.47%。低污染污水中,则表现为西伯利亚鸢尾对氮、磷和COD均具有较好的去除能力。（5）不同浓度污水中,湿地植物的生物量变化存在着显着差异。低浓度和中浓度污水中植物的相对增长速率（RGR）明显高于高浓度,表明高污染负荷对植物的生长存在一定的抑制作用;不同植物的RGR在同一污染负荷下也存在显着差异,表现为水菖蒲>水芹>西伯利亚鸢尾。（6）不同污染负荷下,植物体内氮、磷的含量存在明显差异。未加入基质和加入基质的污水中,均表现为高、低污染负荷条件下植物体内氮、磷的含量高于中污染负荷。整体来看,三种湿地植物地上部分和地下部分氮、磷的含量差异较小。从研究结果看,所选的3种湿地植物对环境均具有良好的适应性,尤其是水菖蒲的适应性最强,对高浓度尾水中的氮、磷均具有较好的去除效果,可以作为人工湿地或生态浮床的植物选种,所选择的粉煤灰陶粒对氮、磷具有较强的吸附性,可以作为生活污水处理工艺中的优选基质。
党雅馨[4]（2020）在《模拟含硫烟气生化脱硫过程有机代谢产物的累积效应研究》文中提出在有色金属冶炼、燃煤和钢铁生产过程产生大量富含SO2的工业炉窑烟气,对大气环境造成严重污染。传统钙法脱硫副产物脱硫石膏因含重金属、粉尘和盐分等而缺乏资源化利用价值,堆置占用大量土地;氨法脱硫则因液氨价格较高而导致运行成本增加,且存在氨逃逸现象,并诱发雾霾。针对传统工艺不足,本课题组前期提出了一种封闭循环型烟气生化脱硫及硫回收工艺,但在长周期运行中硫酸盐还原菌代谢产生的挥发性脂肪酸和溶解性微生物产物逐渐累积,不仅对产生硫磺的氧化归中反应产生干扰,还通过增大硫磺粒径、吸附、网捕裹挟和絮凝等作用降低硫磺的纯度与收率,严重限制了本工艺的工程化应用。因此,本论文研究挥发性脂肪酸和溶解性微生物产物在生化脱硫系统的组分演变及累积效应,分析它们对氧化还原归中反应过程硫磺浊度、环境条件、亚硫酸根及硫磺理化性质的影响,阐明代谢产物与硫磺的作用机制,为提高硫磺收率提供理论指导,为本工艺的工程化应用提供技术支撑。上述研究表明:（1）SRB烟气生化脱硫过程产生两种规模的反应器均产生乙酸和丙酸两种挥发性脂肪。反应器规模扩大使代谢残留组分由乙酸变为丙酸,两者通过限制S2-产生,阻碍归中产硫磺反应的进行。丙酸改变硫磺生成过程SO32-浓度变化规律（由先下降后平缓变为先下降后上升）。两种VFA作用下不改变硫磺S8的分子结构,430 cm-1处特征峰经挥发性脂肪酸修饰发生了位移。（2）SRB烟气进行生化脱硫过程蛋白质浓度先增大后减小,是累积的主要溶解性微生物产物,占溶解性微生物产物总量的60%～100%。牛血清蛋白（疏水性蛋白质）和酪蛋白（亲水性蛋白质）均使硫磺浊度减小,牛血清蛋白通过增大硫磺粒径对浊度产生更大影响。它们使得产硫磺过程p H减小,ORP增大;在两种蛋白质作用下所得硫磺分子结构仍为S8,220～229cm-1处的特征峰经蛋白质修饰发生了位移。（3）SRB烟气进行生化脱硫过程多糖浓度先增大后减小,占SMP总量的10%～20%。葡萄糖、蔗糖和淀粉通过絮凝作用减小硫磺浊度,同时减小产硫磺过程ORP,其中淀粉的影响最大。蔗糖使得SO32-浓度由先迅速下降后下降减缓变为先增大后减小;累积了淀粉实验组SO32-浓度则先减小后增大。在多糖作用下所得硫磺分子结构仍为S8,151～158 cm-1、433～439cm-1和470～471cm-1处的特征峰经多糖修饰发生了位移。
吴大冰[5]（2020）在《富铁填料/锰砂对厌氧反应器的生化效果影响》文中研究指明厌氧生物处理技术产泥量低、能耗低、工艺简单,但厌氧生物处理技术对污染物处理效果有限,需要与好氧处理单元配套使用以达到脱氮除磷的目的;厌氧氨氧化是一种清洁的低能耗脱氮工艺,不需要曝气和有机碳源,但在运行过程中受有机物浓度影响较大。因此,可将厌氧生物滤池作为预处理,结合微曝气生物滤池和厌氧氨氧化反应器,形成组合工艺。本试验研究组合工艺中的厌氧部分,在厌氧生物滤池内填装富铁填料或锰砂和陶粒的复合填料体系,研究其对厌氧生物滤池处理效能的影响;将厌氧氨氧化反应器作为深度处理,以聚氨酯多孔材料作为主要微生物载体,研究其挂膜启动过程,并分析有机物浓度和锰离子对其处理效能的影响,最后对厌氧氨氧化反应器内的微生物群落多样性进行了分析研究。厌氧生物滤池采用富铁填料和陶粒体积比为1:6的复合填料体系挂膜效果较好,挂膜启动耗时45天,挂膜启动完成时的COD去除率在55%左右。在稳定运行期间,富铁填料和陶粒配比体积比为1:6的反应器对COD、NH4+-N、TN、TP和SS的去除率分别为55.99%、2.26%、3.39%、24.17%和89.06%,与无富铁填料的对照组相比,COD和TP的去除率提高了3.78%和10.13%;富铁填料使厌氧生物滤池出水的可生化性和p H值也有所提高;从铁细菌测定结果来看,富铁填料使厌氧生物滤池内铁细菌的数量明显增多;水力负荷为0.1 m3/（m2·h）的厌氧生物滤池对COD、NH4+-N、TN、TP、SS和BOD5的去除率分别为49.46%、0.51%、1.18%、21.45%、85.42%和57.78%,其中对COD、TP、SS和BOD5的去除率分别比水力负荷为0.3 m3/（m2·h）的厌氧生物滤池提高了18.21%、5.38%、9.43%和23.00%。厌氧生物滤池采用锰砂和陶粒体积比为1:6的复合填料体系挂膜效果较好,挂膜启动耗时35天,挂膜启动完成时的COD去除率在60%左右。在反应器稳定运行期间,对COD、NH4+-N、TN、TP和SS的去除率分别为62.81%、1.65%、2.16%、10.85%和86.23%,与无锰砂的对照组相比,COD的去除率提高了8.73%,NH4+-N、TN、TP和SS的去除率无明显差异;在锰砂的影响下,试验组的出水可生化性高于对照组。厌氧氨氧化反应器挂膜启动耗时120d,对NH4+-N、NO2--N和TN的去除率分别可达到98.50%、99.12%和81.39%。厌氧氨氧化反应器历经外加有机物浓度为0、30.31、60.64和90.18 mg/L四个阶段,其中有机物浓度为60.64 mg/L时脱氮效果最佳,反应器对NH4+-N、NO2--N和TN的去除率分别为97.69%、99.93%和95.13%,与不加有机物时相比,TN去除率和进出水pH差值分别提高了11.03%和0.22;COD浓度为90.18 mg/L时,厌氧氨氧化反应受到抑制。反应器在外加有机物浓度为76.32 mg/L,Mn2+投加浓度为3.0 mg/L时,对NH4+-N、NO2--N和TN的去除率分别为95.57%、95.68%和88.00%,与Mn2+投加浓度为0 mg/L时相比分别提高了8.84%、6.61%和7.26%;并且Mn2+投加浓度为3.0 mg/L时反应器对NO2--N的去除量与NH4+-N的去除量的比值为1.34,更接近理论值1.32。厌氧氨氧化反应器的高通量测序结果表明绿曲挠菌门、浮霉菌门、变形菌门和酸杆菌门为各样本在门水平下的优势菌群。在60 mg/L的有机物影响下,浮霉菌门和变形菌门的丰度分别上升了8.32%和5.77%,绿曲挠菌门和酸杆菌门的丰度分别降低了10.61%和4.84%;从反应器底部到聚氨酯多孔载体（距离反应器底部16cm）,浮霉菌门、绿曲挠菌门和酸杆菌门的丰度分别提高了2.37%、0.59%和2.84%,变形菌门和Actinobacteria（放线菌门）的丰度分别降低了4.64%和0.65%;各样本均检测出属于厌氧氨氧化菌的两个属,分别是Candidatus Brocaia属和Candidatus Jettenia属;在60 mg/L的较低浓度有机物的影响下,Candidatus Brocadia属的丰度提高了8.20%,Denitratisoma属、陶厄氏菌属、丛毛单胞菌属和Polyangium菌属等一些具有反硝化功能的菌属的丰度有所提高,且在反应器底部处的丰度高于聚氨酯载体底部处的丰度。
夏春华[6]（2020）在《基于生态价值的公园城市适生植物资源系统构建与应用》文中研究指明2018年公园城市及生态价值理念被提出,包括发展战略、经济建设、运行管理、社会共享、生态价值、城市品牌与生活品质及生态价值等方面建设内容。公园城市建设是具有前沿性的人居环境改善工程,生态是本底。生态环境价值是公园城市生态价值的核心,依赖于生态本底的适生植物资源的生态功能。本研究立足于公园城市建设的生态环境价值,针对公园城市人居环境体系建设过程中存在适生植物资源不足、绿地系统不能涵盖生态空间以及公园城市生态价值缺乏系统性等问题,基于国内外相关绿带、公园体系、绿地系统及绿色生态空间等生态城市建设的基础,应用植物生物多样性、植物生理生态学、植物群落生态学等相关学科的基础理论与基本原则,采用实地观测、文献检索、问卷调查、层次分析、软件模型分析、实验数据分析等研究方法,探讨公园城市生态绿网结构,重构公园城市生态价值体系,构建适生植物资源库,评价探索典型适生植物在生态绿网的应用模式。目的在于丰富公园城市生态价值研究内涵,为地域性公园城市及其生态价值建设提供理论支撑和参考。主要研究结果如下:1基于市域绿色生态空间的生态安全、防护、生产及风景游憩等四大生态功能,实地观测分析综合性公园、红树林湿地与农业生态田园所构建生态绿网现状,发现生态绿网具备风景游憩、生态防护的生态价值,但目前城乡绿地系统不能有效涵盖绿色生态空间。应用公园城市国土空间规划、生态空间规划及植物多样性的基础理论,分析海洋生态绿网规划特点,提出以生态绿网替代区域绿地,借助生态空间网络研究植物资源的生态价值。综合分析地域城市面临的重要生境因子,以及特殊热带、滨海、台风等自然条件对植物及其生态价值的影响力,提出抗风性、抗逆性、治污性是生态防护类价值的主要指标,绿网生态价值体系由生态防护（抗风性、抗逆性、治污性）与风景游憩（生态景观性、生态教育性）两大类组成。2实地调查与文献查阅相结合,收集发现湛江适生野生木本植物种类103科317属543种,红树林群落植物种类有14科25种,主要热带种植作物有20科29种。而目前生态绿网应用的适生植物只有79科202种,其中公园绿化应用也才有47科154种,并以无瓣海桑群落生态修复红树林,以甘蔗为农业田园的主要生态植物。应用的适生植物资源存在多样性不足,外来引种速生树种过多,生态价值不高等问题。3通过对543种野生木本植物及市域其他植物资源的调研分析,筛选出有较高生态价值的适生植物共计231种,分属72科177属,为适生植物资源系统构建提供物质基础。进一步依据植物的抗风性、抗逆性、治污性、生态景观价值、生态教育作用进行功能分类、汇总,借助Python语言代码重复利用、免费开源、模块化、函数化的精炼优势,建立适生植物资源的分类数据库,系统可实时动态化更新,实现适生植物资源系统成果共享。4立足于植物资源的生态价值,对综合性公园调查,分析评价绿网不同植物资源特点,发现风景游憩类的适生植物季相景观模式单一,骨干、基调树种季相景观缺乏等问题;红树林湿地外来速生树种数量过大,风景游憩功能低;农业生态田园风景游憩类的生态产品少、经济效益低下。依据公园城市建设以人为本的公众生态价值需求和绿网生境与植物资源特点,从植物资源分类库中选用典型适宜的适生植物资源,重塑生态价值及路径如下:①综合性公园生态景观价值构建选用典型适生植物有:美丽异木棉+红花羊蹄甲+红鸡蛋花+朱缨花+琴叶珊瑚;榄仁树+红花羊蹄甲+红千层+红花檵木+龙船花;铁冬青+黄槐+狐尾椰+夹竹桃+鸡冠刺桐+灰莉。②湖光红树林湿地公园生态教育、景观价值构建选用典型乡土红树植物有:红海榄、黄槿+海漆（水黄皮和杨叶肖槿）、银叶树+海芒果、白骨壤、桐花树等。③农业生态田园生态景观、教育价值选用典型适生植物采取“菠萝蜜+红掌”的林下两层间种群落模式。地域性适生植物资源系统的构建,尚需不断收集具有较高生态价值的植物资源研究成果,以丰富资源库的植物种类,这一研究值得持续进行。
李文英[7]（2020）在《微生物燃料电池不同阴极电子受体及同步除污产电性能研究》文中进行了进一步梳理环境污染和能源枯竭是当今人类生存面临的两大挑战。治理环境污染并开发清洁能源成为社会可持续发展的必要。微生物燃料电池（Microbial fuel cell,MFC）是一种新型污染治理技术,因治理污染的同时回收电能而备受关注。对MFC而言,阴极电子受体对产电和污染物质降解性能有较大影响。因此本文构建了两种不同阴极电子受体的MFC体系,基于阴极电化学还原能力,系统研究了体系产电和对难处理废水污染物质降解性能,并通过阴极修饰提高污染物质去除,实现可持续废水处理。首先针对好氧反硝化菌在低碳氮比（C/N比）废水治理方面的问题,选取NO3-为阴极电子受体,高效好氧反硝化菌Cupriavidus sp.S1为生物催化剂,构建了耐氧生物阴极反硝化系统BCS1-MFC,在硝酸盐浓度为100 mg/L时,考察了不同C/N比及外电阻条件下该系统脱氮产电性能,并分析其机理。研究结果表明,该系统脱氮产电性能与阴极C/N比及外电阻有关。外电阻为1000Ω时,C/N≥4,TN几乎全被去除;C/N≤2时由于阴极室有机物及外电路电子传递限制,脱氮较差。C/N比为2,外电阻降低为100Ω时,95.71%的TN被去除,与开路比,提高了21.60%,获得最大电流密度和功率密度分别为7583.89 m A/m3和932 m W/m3。外电阻100Ω时,该系统对C/N比耐受性为C/N=1,TN去除率与开路相比提高了52.02%。该研究证实了驯化之后的好氧反硝菌Cupriavidus sp.S1能够从电极获取电子进行氮氧化物还原,弥补了有机碳源不足的缺陷。此外,该系统具有污泥产量少、能耗低、可回收部分能源以及运行操作简单等优点。基于上述结果,该系统通过异养反硝化和电化学反硝化两种途径解决了好氧反硝化菌在低C/N硝酸盐废水处理方面的脱氮问题。其次针对生物阴极MFC产电性能低的问题,选取高氧化还原电位单过硫酸钾（PMS）为阴极电子受体,提出PMS在阴极原位电化学活化的新思路,构建了化学阴极PMS-MFC系统。文中选取纯PMS（PPMS）和复合PMS（CPMS）为电子受体,考察了PMS浓度和阴极液p H值对MFC产电除污性能的影响,探讨了PMS还原及系统产电机理,开发了该系统阴阳极同步污染物降解的应用。研究结果表明,系统产电除污性能随着PMS浓度提高和p H降低而上升。PPMS-MFC系统中,在10 m M PMS和p H=3.0时,最大电压和功率密度分别为0.972 V和16.37 W/m3。CPMS-MFC系统中,在70 m M PMS和p H=3.0的条件下,最大电压和功率密度分别为0.710 V和8.60 W/m3。相应两系统中阳极室COD的去除率分别为99.41%和98.71%,库伦效率分别为27.78%和22.56%。阴极电极原位激活PMS产生硫酸根自由基（SO4·-）和羟基自由基（·OH）,使其产电较高。此外,在10 m M PMS时,于阴极室添加500 mg/L难降解物质罗丹明B（Rh B）,该系统对Rh B去除率高达100%,表观速率常数为0.058 min-1,最大输出电压和功率密度分别为0.950 V和15.22 W/m3。因此,该系统因微生物电化学激活PMS产生高活性物种而在废水处理同时具有较大能量回收的潜力。随后由于实际废水及运行条件差异,研究了其他因素对PMS-MFC系统产电性能影响,考察了无机阴离子、阳极有机物浓度及种类、外电阻变化以及高浓度Na Cl添加对该系统产电性能的影响。研究结果表明:不同无机阴离子对系统产电性能影响不同。阳极室有机物浓度升高,电压输出升高;大分子有机物对系统电压输出有抑制作用,之后由于微生物的适应性,产电性能回升。电压随着外电阻的降低而降低,而电流、库伦效率以及阳极有机物的去除随外电阻的降低而升高。Na Cl添加对系统电压和功率密度输出呈现不同作用,系统电压输出与Cl-/PMS浓度比值有关系,比值为2～10时,主要表现为促进;比值<1.5时,表现为先促进后抑制。对系统功率密度输出整体呈现出抑制作用。这些影响因素的研究为以后PMS-MFC系统在实际废水处理过程中提供理论依据。最后在PMS-MFC系统产电性能较高的基础上,为提高该系统阴极Rh B降解速度,采用过渡金属硫化物催化剂修饰阴极电极,构建了PMS/Cu Co2S4-MFC系统,实现了可持续高效降解Rh B,并回收电能的效果。研究结果表明:通过水热法合成催化剂Cu Co2S4呈现出三维纳米片花状结构。CV扫描及Tafel测试结果显示,Cu Co2S4（1:2:4）呈现出最佳的电化学性能。Cu Co2S4负载量、阴极液p H、PMS用量以及无机阴离子对Rh B的降解均有影响。当PMS为5 m M,Cu Co2S4为1.0 mg/cm2,p H为7.0时,反应45 min后,Rh B的去除高达99%,最大表观速率常数为0.118 min-1,是未附着催化剂的4.92倍。另外,对该系统中Cu Co2S4催化剂稳定性进行了评价。MFC的驱动延长了Cu Co2S4在PMS活化中的使用寿命,运行5个周期之后,仍能保持99%以上的RhB去除,缘于催化剂中的Cu2+和Co3+可以通过接收阴极电子实现Cu+和Co2+的原位再生。此外,在p H=7.0,PMS浓度为10 m M和5 m M时,该系统同步降解Rh B时相应的最大输出电压和功率密度分别为0.896 V和0.804 V以及4.75 W/m3和3.86 W/m3。SO4·-是降解Rh B的主要活性物种,由Cu Co2S4以及MFC阴极电化学活化两种方式激活产生。因此,该系统因过渡金属催化剂修饰及催化剂电化学再生为Rh B染料废水的高效持久降解提供了一种新策略。
刘唯玉[8]（2020）在《好氧颗粒污泥快速形成条件优化及处理效能研究》文中进行了进一步梳理近年来,相比较传统的活性污泥,好氧颗粒污泥作为水处理技术的后起之秀已成为众多研究者的研究热点。好氧颗粒污泥兼具高效率和低成本等优势,有望在废水处理中大规模投入使用,但投产前仍有诸多如:好氧颗粒污泥启动慢,不易稳定运行等问题亟待解决。针对好氧颗粒污泥系统的启动条件进行了两次优化实验,以优化后的好氧颗粒污泥对生活污水进行处理。对最终优化结果的好氧颗粒污泥的菌群结构进行深入分析,为好氧颗粒污泥条件优化提供微生物生态学上的数据和理论支撑。首先在序批式反应器（SBR）中,以三种不同碳源（乙酸钠、蔗糖、葡萄糖）在高有机负荷、高氨氮负荷及高曝气量的条件分别启动好氧颗粒污泥系统。主要检测污泥形态、污泥浓度、污泥体积指数、胞外多聚物（EPS）含量、常规水质指标。从系统本身的启动所需时间及运行是否稳定和好痒颗粒颗粒污泥对废水处理这两个角度,对比以上三种优化条件对好氧颗粒污泥系统启动效果的影响,得出乙酸钠为碳源时系统最稳定,COD去除率最高可达94.76%,总氮去除率可达81.64%。以该结果为依据进行第二次优化启动实验。以三种不同浓度（50mg/L、75mg/L、100mg/L）的磁性铁纳米作用于好氧颗粒污泥,研究了磁性氧化铁纳米对好氧颗粒污泥系统启动优化效果的影响。以首次优化得出的最佳条件运行反应器,并检测水质指标,反应好氧颗粒污泥对废水的处理能力。每日观察污泥生长情况,判断系统是否启动成功。根据实验结果得出结论,75mg/L的铁磁纳米对好氧颗粒污泥的EPS的合成促进效果最好,且该条件下污泥浓度高达为7045.61mg/L。从对生活污水处理结果上发现,100mg/L铁磁纳米添加量的好氧颗粒污泥对COD和总氮的去除效果均不理想。对经过两次优化的好氧颗粒污泥进行高通测序后,发现污泥中的菌群Alpha多样性会因系统逐渐稳定而降低。每种优化条件下得到的好氧颗粒污泥中,优势菌中都包括具有硝化或反硝化能力的菌属。
张钟慧[9]（2020）在《CaO2控制沉积物-水界面内源氮磷释放的微生物群落响应机制研究》文中研究指明过氧化钙（CaO2）可以为微生物提供氧气,也可以利用其氧化性直接去除水中的污染物。目前研究较多的是投加CaO2后水体中污染物的去除机理与修复效果,而对于微生物的代谢活性及群落结构的变化研究较少。本研究以CaO2粉末为氧源,制备出具有碱度调节能力的CaO2基缓释氧剂。在分析了CaO2粉末和CaO2基缓释氧剂释氧特性的基础上,分别考察了两者对上覆水理化性质和酶活性的影响,并采用高通量测序技术和BIOLOG方法揭示微生物群落结构和活性的变化。本研究主要结果包括:（1）在密闭的反应器中,CaO2粉末的初始浓度与DO浓度不具有线性关系。当CaO2基缓释氧剂的加药量为225 g/m2,CaO2:硫酸铁为5:3时,在实验末期上覆水中DO高于4 mg/L,且pH维持在9左右,适合用于后续实验。（2）反应器中CaO2粉末的加药量分别为0 g/m2、15 g/m2、50 g/m2、80 g/m2,上覆水中的DO和pH随着CaO2浓度增加而升高。当CaO2的加药量大于50 g/m2时,对沉积物N、P元素的释放有明显的抑制作用。实验初期,较高的加药量会抑制酶活性。实验中后期,除了碱性磷酸酶外,CaO2的加药量为50 g/m2时酶活性最高。投加过氧化钙后,碳源平均颜色变化率（AWCD）显着高于对照组,主成分分析表明微生物群落碳源利用模式随时间和加药量的变化发生了改变。由高通量测序分析可知,沉积物细菌丰度随加药量的增加而减小。冗余分析（RDA）表明,DO、pH与细菌群落变化显着相关,而水质指标对细菌群落的影响较小。（3）在反应器中投加了CaO2基缓释氧剂后,上覆水中的DO在三周内保持在1 mg/L以上,pH上升的最大值为9.28。上覆水中的TN、NH4+-N、TP、PO43--P浓度均低于对照组,NO3--N浓度是对照组的30.8倍。酶活性显着提高,脱氢酶、碱性磷酸酶活性分别比对照组提高了50.48%、42.77%。脲酶、蔗糖酶活性在实验后期呈减小趋势,两者始终高于对照组。投加CaO2基缓释氧剂后,AWCD值在每个育温时间下均有明显提高。微生物对羧酸类、多聚物、糖类、芳香类、氨基酸类、多胺类碳源的利用率提高了46.43%、21.01%、44.63%、31.55%、23.96%和18.88%。由高通量测序分析可知,投加CaO2基缓释氧剂后,OTU数呈升高趋势。冗余分析显示,DO、pH与酶活性呈正相关,上覆水的理化性质、酶活性与细菌群落变化显着关联。
孙策[10]（2020）在《基于CA-MCMC方法的河流突发水污染溯源研究》文中进行了进一步梳理现如今我国正处于产业结构转型和升级的重要时期,工业化和城市化的迅猛发展除了带来巨大的经济效益和社会效益外,也加剧了我国环境污染的困境。工业生产过程中违法超标排放所导致的水污染、大气污染、固废污染不断凸显。据相关统计近年来我国发生环境污染事故中,水污染事故占总数一半以上,这其中尤以突发地表水污染占比最高且影响最大。因此要重点加强对突发水污染事件的源头控制和快速应对,提高突发事件的应急监测能力,从而及时准确的锁定污染源信息,评估污染事故的等级和影响范围,为科学决策提供强有力的支撑。本文针对河流突发水污染溯源问题,构建基于元胞自动机（CA）的污染物迁移扩散模型,改进马尔科夫蒙特卡洛（MCMC）溯源算法,提出新的CA-MCMC溯源方法及框架。主要工作内容如下:（1）对不同排放类型和扩散阶段的污染物扩散迁移机理进行论述。在此基础上建立了一维、二维河流突发点源污染物瞬时、连续排放模型。并对污染物溯源原理进行了阐述,给出了不同待溯源参数的具体求解方法。（2）为降低溯源解的不确定性,从贝叶斯推理的角度,研究了基于马尔科夫蒙特卡洛方法的河流突发水污染溯源算法。将污染物溯源问题转化为贝叶斯估计问题,通过历史先验信息和监测断面观测值序列,结合二维污染物迁移扩散数学模型,用概率分布来描述溯源解估计值。（3）为改善马尔科夫蒙特卡洛方法的抽样效率,对常用的标椎M-H抽样方法进行了改进。在每一次根据建议分布生成样本值时,增加一个用以判断样本值是否满足于后验概率密度函数的条件,以使样本区间更快更准确地趋近真实值。（4）将污染物迁移扩散模型与污染物溯源模型集成。为提高溯源精度,降低污染物扩散模型的不确定性,构建了 CA模型用于污染物迁移扩散过程的模拟。结果表明CA模型对于不同排放情景下的适用性很好,能够较好地再现污染物传递输移过程,并且提高了溯源解的精度和求解效率。（5）为验证CA-MCMC溯源方法的适用性及可靠性,设计并进行了点源污染物岸边连续排放和瞬时排放两类模型实验,将CA-MCMC方法的溯源结果与实测值进行对比,验证了该溯源方法的适用性。
二、蔗糖厂水污染分析、治理技术及应用浅谈（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、蔗糖厂水污染分析、治理技术及应用浅谈（论文提纲范文）
（1）酒糟对人工湿地植物根表铁膜去除重金属的影响机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状及发展动态 |
| 1.2.1 农村水环境污染现状 |
| 1.2.2 含重金属污水水质提升技术 |
| 1.2.3 人工湿地净化含重金属污水技术研究进展 |
| 1.2.4 人工湿地中基质、植物和微生物的作用 |
| 1.2.5 人工湿地中的强化作用 |
| 1.2.6 酒糟在去除重金属方面的研究进展 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设计 |
| 2.3.1 人工湿地小试模型试验 |
| 2.3.2 水培试验 |
| 2.4 试验测试指标和计算方法 |
| 2.4.1 生长及生理指标 |
| 2.4.2 生化指标 |
| 2.4.3 荧光定量及转录组测序 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 人工湿地添加酒糟对重金属去除率的影响 |
| 3.1 酒糟对污水中p H和COD的变化的影响 |
| 3.2 人工湿地添加酒糟对重金属的去除率变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 酒糟对黄菖蒲生长发育及生理生化指标的影响 |
| 4.1 对黄菖蒲生物量的影响 |
| 4.2 对黄菖蒲根长的影响 |
| 4.3 对黄菖蒲株高的影响 |
| 4.4 对黄菖蒲根冠比的影响 |
| 4.5 对黄菖蒲叶绿素含量的影响 |
| 4.6 对黄菖蒲叶片气体交换参数的影响 |
| 4.7 对黄菖蒲根系活力的影响 |
| 4.8 对黄菖蒲植株的抗氧化酶活性影响分析 |
| 4.8.1 对黄菖蒲根内抗氧化酶活性影响分析 |
| 4.8.2 对黄菖蒲叶内抗氧化酶活性影响分析 |
| 4.9 对黄菖蒲植株体内MDA含量影响分析 |
| 4.10 对黄菖蒲植株体内O_2~-产生速率影响分析 |
| 4.11 对黄菖蒲根尖细胞透射电镜分析 |
| 4.12 本章小结 |
| 第五章 酒糟对黄菖蒲体内重金属迁移和分布的影响 |
| 5.1 黄菖蒲根表铁膜的含量 |
| 5.2 黄菖蒲根表铁膜的表面形貌和元素含量SEM-EDS分析 |
| 5.3 黄菖蒲根表铁膜中重金属的含量 |
| 5.4 黄菖蒲根和叶内重金属含量 |
| 5.4.1 黄菖蒲根和叶内重金属总量 |
| 5.4.2 黄菖蒲根和叶亚细胞结构中重金属的分布 |
| 5.5 重金属在黄菖蒲根表铁膜及根和叶内占比分布 |
| 5.6 黄菖蒲体内重金属含量与根表铁膜含量的相关性分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 酒糟对黄菖蒲叶片转录组基因表达量分析 |
| 6.1 转录组分析步骤 |
| 6.1.1 RNA的提取,c DNA文库构建及IIIumina测序 |
| 6.1.2 转录本拼接 |
| 6.1.3 Unigene的功能注释 |
| 6.1.4 差异基因表达分析 |
| 6.1.5 差异表达基因GO和 KEGG富集分析 |
| 6.1.6 差异表达基因的实时荧光定量PCR分析 |
| 6.2 结果分析 |
| 6.2.1 RNA样品质检 |
| 6.2.2 转录组测序数据质量 |
| 6.2.3 转录组测序数据组装结果分析 |
| 6.2.4 c DNA文库的构建与转录组的测序及分析 |
| 6.2.5 SSR分析 |
| 6.2.6 Unigene的功能注释与分类 |
| 6.2.7 Unigene的表达水平分析 |
| 6.2.8 酒糟调控黄菖蒲吸收富集重金属DEGs的主要代谢通路分析 |
| 6.2.9 差异表达基因的实时荧光定量PCR分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 酒糟对人工湿地基质微生物多样性和群落结构的影响 |
| 7.1 不同处理土壤细菌稀释曲线 |
| 7.2 土壤细菌群落多样性分析 |
| 7.3 土壤细菌物种数量(OTUs) |
| 7.4 土壤细菌群落组成 |
| 7.5 细菌群落组成分析 |
| 7.6 基于16S的土壤微生物功能预测分析 |
| 7.7 本章小结 |
| 第八章 酒糟对黄菖蒲根表铁膜去除重金属的机理分析 |
| 8.1 酒糟调节黄菖蒲的生长发育及生理生化指标 |
| 8.2 酒糟调节黄菖蒲根表IP的形成及其对重金属的固定 |
| 8.3 根表IP含量与黄菖蒲的生长发育及生理生化指标的关系 |
| 8.4 根表IP与黄菖蒲吸收和转运重金属的关系 |
| 8.5 黄菖蒲生理生化指标与吸收和转运重金属的关系 |
| 8.6 酒糟对人工湿地基质细菌群落结构bray-curtis主成分分析 |
| 8.7 本章小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）以碱改玉米芯为碳源的人工湿地强化脱氮效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 人工湿地概述 |
| 1.2.2 外加碳源人工湿地研究 |
| 1.2.3 植物生物质作为碳源研究进展 |
| 1.2.4 存在的问题与发展趋势 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.2 碱改玉米芯的制备及性能表征 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 碱改玉米芯的制备 |
| 2.2.3 碱改玉米芯的性能表征 |
| 2.3 人工湿地的构建与运行 |
| 2.3.1 人工湿地的构建 |
| 2.3.2 人工湿地的运行 |
| 2.3.3 水样的采集与测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 碱改玉米芯的制备及性能表征 |
| 3.1 碱改玉米芯的制备 |
| 3.2 形貌分析 |
| 3.3 静态释放性能分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 人工湿地对污染物去除效果研究 |
| 4.1 COD去除效果 |
| 4.2 NH_4~+-N去除效果 |
| 4.3 NO_3~--N去除效果 |
| 4.4 TN去除效果 |
| 4.5 NO_2~--N去除效果 |
| 4.6 TP去除效果 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 典型周期内人工湿地中污染物变化规律研究 |
| 5.1 COD变化规律 |
| 5.2 氮变化规律 |
| 5.2.1 NH_4~+-N |
| 5.2.2 NO_3~--N |
| 5.2.3 TN |
| 5.2.4 NO_2~--N |
| 5.3 TP变化规律 |
| 5.4 形貌分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（3）不同湿地植物及其组合对生活污水的脱氮除磷效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 生活污水的治理 |
| 1.2.2 湿地植物的种类及净化机理 |
| 1.2.3 湿地植物净化污水研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 植物及其组合对生活污水的脱氮除磷效果研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 供试污水 |
| 2.1.3 试剂及仪器 |
| 2.1.4 方法及装置 |
| 2.1.5 样品采集及测定 |
| 2.1.6 数据统计与分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 水温、pH、DO及电导率的变化 |
| 2.2.2 TN的浓度变化 |
| 2.2.3 NH_4~+-N的浓度变化 |
| 2.2.4 NO_3~--N的浓度变化 |
| 2.2.5 TP的浓度变化 |
| 2.2.6 COD的浓度变化 |
| 2.2.7 各污染指标的去除率 |
| 2.2.8 植物的生理特性变化 |
| 2.2.9 植物体内的氮、磷含量 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 影响植物生长的因素 |
| 2.3.2 植物对氮、磷的去除 |
| 2.3.3 植物的生长 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 植物-基质联合处理对生活污水的脱氮除磷效果研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试植物及基质 |
| 3.1.2 供试水样 |
| 3.1.3 仪器及试剂 |
| 3.1.4 方法及装置 |
| 3.1.5 样品采集及测定 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 基质形貌分析 |
| 3.2.2 水温、DO、pH及电导率的变化 |
| 3.2.3 TN的浓度变化 |
| 3.2.4 NH_4~+-N的浓度变化 |
| 3.2.5 NO_3~--N的浓度变化 |
| 3.2.6 NO_2~--N的浓度变化 |
| 3.2.7 TP的浓度变化 |
| 3.2.8 COD的浓度变化 |
| 3.2.9 各污染指标的去除率 |
| 3.2.10 植物的生理特性变化 |
| 3.2.11 植物体内的氮磷含量 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 基质的吸附 |
| 3.3.2 水体理化指标的变化 |
| 3.3.3 植物对氮、磷的去除 |
| 3.3.4 植物的生长 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）模拟含硫烟气生化脱硫过程有机代谢产物的累积效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 工业炉窑烟气来源及危害 |
| 1.1.2 传统烟气脱硫技术现状与生化脱硫优势 |
| 1.1.3 烟气生化脱硫过程原理、应用 |
| 1.1.4 SRB脱硫过程中有机代谢产物及其累积情况 |
| 1.2 VFA累积效应研究现状 |
| 1.2.1 VFA累积的危害 |
| 1.2.2 VFA累积效应的研究现状 |
| 1.3 SMP累积效应研究现状 |
| 1.3.1 SMP累积的危害及研究现状 |
| 1.3.2 蛋白质累积的危害及研究现状 |
| 1.3.3 多糖累积的危害及研究现状 |
| 1.4 小结 |
| 1.5 研究意义及目的 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 第二章 研究内容与创新点 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 研究技术路线图 |
| 2.3 工艺流程图及原理 |
| 2.4 研究创新点 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种来源及培养 |
| 3.1.2 工业炉窑烟气的制备与吸收 |
| 3.1.3 实验试剂 |
| 3.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 SRB生化出水的制备与性质 |
| 3.3.2 有机代谢产物来源与性质 |
| 3.3.3 SRB生化脱硫过程有机代谢产物的累积情况研究 |
| 3.3.4 有机代谢产物对硫磺生成过程的影响 |
| 3.4 分析方法 |
| 第四章 VFA累积效应研究 |
| 4.1 结果与讨论 |
| 4.1.1 SRB生化出水VFA累积情况研究 |
| 4.1.2 VFA累积对SRB硫磺生成的影响 |
| 4.1.3 VFA累积对硫磺生成过程环境条件的影响 |
| 4.1.4 VFA累积对硫磺生成过程亚硫酸根的影响 |
| 4.1.5 VFA累积对硫磺性质的影响 |
| 4.2 本章小结 |
| 第五章 蛋白质累积效应研究 |
| 5.1 结果与讨论 |
| 5.1.1 SRB生化出水蛋白质的累积情况 |
| 5.1.2 蛋白质累积对硫磺生成的影响研究 |
| 5.1.3 蛋白质累积对硫磺生成过程环境条件的影响 |
| 5.1.4 蛋白质累积对硫磺生成过程亚硫酸根的影响 |
| 5.1.5 蛋白质累积对硫磺性质的影响 |
| 5.2 本章小结 |
| 第六章 多糖累积效应研究 |
| 6.1 结果与讨论 |
| 6.1.1 SRB生化出水多糖累积情况研究 |
| 6.1.2 多糖累积对硫磺生成影响 |
| 6.1.3 多糖累积对硫磺生成过程环境条件的影响 |
| 6.1.4 多糖累积对硫磺生成过程亚硫酸根的影响 |
| 6.1.5 多糖累积对硫磺性质的影响 |
| 6.2 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在的问题及建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读硕士学位期间的学术成果 |
| 附录 B 蛋白质浓度的测定——The Modified Lowry Method |
| 附录 C 多糖含量的测定——硫酸一苯酚法 |
| 附录 D 亚硫酸根浓度的测定——副玫瑰苯胺分光光度法 |
（5）富铁填料/锰砂对厌氧反应器的生化效果影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国村镇水污染及治理状况 |
| 1.2 村镇污水处理适用技术 |
| 1.3 厌氧生物滤池概况 |
| 1.3.1 厌氧生物处理技术原理 |
| 1.3.2 厌氧生物滤池处理技术特点 |
| 1.3.3 厌氧生物滤池研究现状 |
| 1.4 厌氧氨氧化处理技术概况 |
| 1.4.1 厌氧氨氧化原理 |
| 1.4.2 有机物对厌氧氨氧化菌的影响 |
| 1.4.3 金属离子对厌氧氨氧化菌的影响 |
| 1.5 富铁填料和锰砂及其溶出物在水处理中的应用 |
| 1.5.1 富铁填料的特性及应用 |
| 1.5.2 锰砂的特性及应用 |
| 1.6 课题研究思路与对象 |
| 2 试验目的、意义、内容及方法 |
| 2.1 课题研究的目的、意义及内容 |
| 2.1.1 课题来源 |
| 2.1.2 课题研究目的及意义 |
| 2.1.3 课题研究内容 |
| 2.1.4 研究技术路线 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验用水及污泥 |
| 2.2.2 厌氧生物滤池试验流程 |
| 2.2.3 厌氧氨氧化试验流程 |
| 2.2.4 试验装置 |
| 2.2.5 填料或载体选择 |
| 2.3 分析指标与方法 |
| 2.3.1 水质分析指标和方法 |
| 2.3.2 微生物分析方法 |
| 3 厌氧生物滤池试验研究 |
| 3.1 不同富铁填料和陶粒配比对厌氧反应器生化效果影响 |
| 3.1.1 不同富铁填料和陶粒配比下反应器的挂膜启动 |
| 3.1.2 运行期内富铁填料和陶粒配比对反应器去除COD效果的影响 |
| 3.1.3 运行期内富铁填料和陶粒配比对反应器去除NH_4~+-N效果的影响 |
| 3.1.4 运行期内富铁填料和陶粒配比对反应器去除TN效果的影响 |
| 3.1.5 运行期内富铁填料和陶粒配比对反应器去除TP效果的影响 |
| 3.1.6 运行期内富铁填料和陶粒配比对反应器去除SS效果的影响 |
| 3.1.7 运行期内富铁填料对反应器出水可生化性的影响 |
| 3.1.8 运行期内富铁填料对反应器出水pH的影响 |
| 3.1.9 运行期内富铁填料对反应器内铁细菌的影响 |
| 3.2 不同水力负荷对厌氧反应器的生化效果影响 |
| 3.2.1 不同水力负荷下反应器的挂膜启动 |
| 3.2.2 运行期内水力负荷对反应器去除COD效果的影响 |
| 3.2.3 运行期内水力负荷对反应器去除氮污染物效果的影响 |
| 3.2.4 运行期内水力负荷对反应器去除TP效果的影响 |
| 3.2.5 运行期内水力负荷对反应器去除SS效果的影响 |
| 3.2.6 运行期内水力负荷对反应器出水可生化性的影响 |
| 3.3 不同锰砂和陶粒配比对厌氧反应器生化效果影响 |
| 3.3.1 不同锰砂和陶粒配比下反应器的挂膜启动 |
| 3.3.2 运行期内锰砂和陶粒配比对反应器去除COD效果的影响 |
| 3.3.3 运行期内锰砂和陶粒配比对反应器去除氮磷污染物效果的影响 |
| 3.3.4 运行期内锰砂和陶粒配比对反应器去除SS效果的影响 |
| 3.3.5 运行期内锰砂对反应器出水可生化性的影响 |
| 3.3.6 运行期内锰砂对反应器内反硝化菌的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 厌氧氨氧化试验研究 |
| 4.1 装置挂膜启动 |
| 4.1.1 启动方式 |
| 4.1.2 厌氧氨氧化反应器挂膜过程中NH_4~+-N的去除效果 |
| 4.1.3 厌氧氨氧化反应器挂膜过程中NO_(2.).N的去除效果 |
| 4.1.4 富集阶段反应器的脱氮效果 |
| 4.1.5 富集阶段反应器的厌氧氨氧化性能 |
| 4.1.6 厌氧氨氧化菌培养成熟后颜色变化 |
| 4.2 有机物浓度对厌氧氨氧化反应器去除污染物效果的影响 |
| 4.2.1 有机物浓度对反应器去除NH_4~+-N效果的影响 |
| 4.2.2 有机物浓度对反应器去除NO_(2.).N效果的影响 |
| 4.2.3 有机物浓度对反应器NO_(3.).N积累量的影响 |
| 4.2.4 有机物浓度对反应器去除TN效果的影响 |
| 4.2.5 有机物浓度对反应器厌氧氨氧化性能的影响 |
| 4.2.6 有机物浓度对厌氧氨氧化系统pH的影响 |
| 4.2.7 有机物浓度对厌氧氨氧化反应器内反硝化菌的影响 |
| 4.3 锰离子对厌氧氨氧化反应器去除污染物效果的影响 |
| 4.3.1 锰离子对反应器脱氮效能的影响 |
| 4.3.2 锰离子对反应器厌氧氨氧化性能的影响 |
| 4.3.3 锰离子影响厌氧氨氧化反应器脱氮效能的机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 有机物对厌氧氨氧化反应器内微生物群落多样性的影响 |
| 5.1 原始测序数据质控 |
| 5.1.1 样本DNA质检 |
| 5.1.2 样本PCR扩增 |
| 5.1.3 数据质控 |
| 5.2 细菌的OTU划分以及分类地位鉴定 |
| 5.2.1 样本OUT划分及分类学鉴定 |
| 5.2.2 样本共有OUT分析 |
| 5.3 Alpha多样性分析 |
| 5.3.1 Rarefaction稀疏曲线 |
| 5.3.2 样本的丰度等级 |
| 5.3.3 Alpha多样性指数 |
| 5.4 微生物分类学组成分析 |
| 5.4.1 微生物分类学组成分析 |
| 5.4.2 样本多级物种Sunburst图 |
| 5.4.3 属分类水平下的热图分析 |
| 5.5 样本物种差异分析 |
| 5.6 微生物代谢功能分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）基于生态价值的公园城市适生植物资源系统构建与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 公园城市概述 |
| 1.4.1 公园城市定义 |
| 1.4.2 公园城市在园林、森林与生态园林等方面的前期探索 |
| 1.4.3 公园城市建设的地域性生态原则 |
| 1.4.4 公园城市建设的内涵 |
| 1.5 国内外公园城市建设实践与理论研究现状 |
| 1.5.1 绿带—绿道—绿廊—公园体系 |
| 1.5.2 生态绿网理论 |
| 1.5.3 生态绿网规划实践探索 |
| 1.5.4 生态绿网特点分析 |
| 1.5.5 基于植物生态学理论的生态价值指标分类 |
| 1.5.6 植物多样性专题研究 |
| 1.6 研究问题 |
| 1.6.1 公园城市绿地系统不能有效涵盖生态空间网络 |
| 1.6.2 基于生态功能的适生植物资源应用不足 |
| 1.6.3 公园城市生态价值侧重于生态防护且未形成体系 |
| 1.7 研究内容与创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 创新点 |
| 1.8 研究策略与方法 |
| 1.8.1 研究策略 |
| 1.8.2 研究方法 |
| 1.9 研究技术路线 |
| 2 基于地域特殊自然地理要素的城乡绿网及生态价值体系构建 |
| 2.1 湛江市概况 |
| 2.2 湛江市绿网的生态结构 |
| 2.2.1 市域生态空间格局 |
| 2.2.2 市域生态空间的生态安全、防护、生产及风景游憩功能 |
| 2.2.3 城区与环城绿网 |
| 2.2.4 城区绿地与环城绿网生态功能评价及生态绿网结构 |
| 2.3 绿网生态价值体系构建要素分析 |
| 2.3.1 生态价值构建的地域化原则 |
| 2.3.2 风景游憩类生态价值分析 |
| 2.3.3 基于地域性城市特殊自然地理要素因子影响力评价 |
| 2.3.4 地域性城市生态防护价值指标分析 |
| 2.3.5 湛江生态绿网不同植物资源生态价值的公众评价 |
| 2.4 地域性公园城市绿网的生态价值体系 |
| 2.5 本章小节 |
| 3 湛江市域适生植物资源收集与分类 |
| 3.1 市域植物多样性 |
| 3.2 绿网生态植物资源分析 |
| 3.2.1 综合性公园景观游憩空间及其骨干基调树种资源 |
| 3.2.2 红树林湿地生态保护空间及其植物群落 |
| 3.2.3 农业生态田园及其生态产品 |
| 3.2.4 植物资源应用现状分析 |
| 3.3 基于生态价值优势的植物资源收集、分类 |
| 3.4 地域性适生植物分类 |
| 3.4.1 适生植物 |
| 3.4.2 适生植物资源种类库 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 基于PYTHON语言的适生植物资源分类库构建 |
| 4.1 构建适生植物资源库的目的与任务 |
| 4.2 Python语言特点 |
| 4.3 基于Python语言构建适生植物资源库原理与流程 |
| 4.3.1 原理 |
| 4.3.2 流程 |
| 4.4 基于Python语言构建湛江适生植物资源库 |
| 4.5 基于Python语言构建湛江适生植物资源生态价值分类库 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 综合性公园植物生态景观价值评价及重构 |
| 5.1 城区绿地综合性公园 |
| 5.2 综合性公园植物群落季相景观分析 |
| 5.3 综合性公园冬春季植物资源生态景观价值——观花 |
| 5.4 综合性公园冬春季植物资源生态景观价值——观果 |
| 5.5 综合性公园冬春季植物资源生态景观价值——观叶 |
| 5.6 综合性公园冬春季植物资源生态景观评价 |
| 5.7 综合性公园适生植物群落资源筛选 |
| 5.7.1 综合性公园适生植物资源筛选原则 |
| 5.7.2 综合性公园适生植物资源种类筛选 |
| 5.8 综合性公园生态景观价值重塑 |
| 5.9 本章小节 |
| 6 湖光红树林湿地公园风景游憩价值重塑 |
| 6.1 湖光红树林湿地公园生态景观价值 |
| 6.2 红树林湿地生态游憩经验借鉴 |
| 6.3 基于生态景观、教育价值的乡土红树植物资源选用 |
| 6.4 湖光红树林湿地公园风景游憩价值的重塑路径 |
| 6.4.1 区位自然条件分析 |
| 6.4.2 场地挑战与策略 |
| 6.4.3 系统功能构建 |
| 6.4.4 乡土红树植物群落规划 |
| 6.5 本章小节 |
| 7 农业生态田园生态景观及教育价值重塑 |
| 7.1 基于绿网生态价值的农业生态田园 |
| 7.2 基于生产性景观的农业生态田园生态价值 |
| 7.3 植物生理生态学相关理论与生态产品品质 |
| 7.3.1 植物生理生态学理论 |
| 7.3.2 环境因子与植物生态产品生产模式的关系分析 |
| 7.3.3 生产性花果资源筛选及其生态产品生产模式 |
| 7.4 红掌产品花色质量提升的植物生理学研究 |
| 7.4.1 材料与方法 |
| 7.4.2 结果与分析 |
| 7.4.3 讨论与结论 |
| 7.5 菠萝蜜果品质量提升的植物生理学研究 |
| 7.5.1 材料与方法 |
| 7.5.2 结果与分析 |
| 7.5.3 讨论与结论 |
| 7.6 农业生态田园的生产生态景观价值重塑 |
| 7.7 本章小节 |
| 8 讨论与结论 |
| 8.1 讨论与展望 |
| 8.2 结论与创新性 |
| 参考文献 |
| 附录A 湛江公园城市适生植物资源库 |
| 附录B 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（7）微生物燃料电池不同阴极电子受体及同步除污产电性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.1.1 水体污染 |
| 1.1.2 能源匮乏 |
| 1.1.3 水污染控制及资源化利用 |
| 1.2 微生物燃料电池 |
| 1.2.1 微生物燃料电池原理 |
| 1.2.2 微生物燃料电池分类及特点 |
| 1.2.3 微生物燃料电池性能影响因素 |
| 1.3 微生物燃料电池阴极电子受体研究进展 |
| 1.3.1 阴极在MFC中的重要性及阴极电位损失理论分析 |
| 1.3.2 阴极电子受体 |
| 1.3.3 阴极催化剂 |
| 1.4 微生物燃料电池阴极电化学还原应用及研究现状 |
| 1.4.1 微生物燃料电池生物阴极脱氮产电 |
| 1.4.2 微生物燃料电池非生物阴极难降解污染物去除产电 |
| 1.4.3 微生物燃料电池非生物阴极金属离子还原产电 |
| 1.5 本文的研究思路及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究思路 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 研究技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器及材料 |
| 2.2 化学分析方法 |
| 2.2.1 化学需氧量COD |
| 2.2.2 硝态氮 |
| 2.2.3 亚硝态氮 |
| 2.2.4 总氮 |
| 2.2.5 罗丹明B |
| 2.2.6 总有机碳TOC |
| 2.2.7 其他指标 |
| 2.3 电化学分析方法 |
| 2.3.1 电池电压采集 |
| 2.3.2 极化曲线及功率密度曲线 |
| 2.3.3 塔菲尔分析 |
| 2.3.4 循环伏安曲线分析 |
| 2.4 微生物学分析方法 |
| 2.4.1 微生物形态 |
| 2.4.2 微生物群落多样性 |
| 2.5 材料表征 |
| 2.5.1 电子扫描显微镜 |
| 2.5.2 X射线光电子能谱 |
| 2.5.3 X射线衍射 |
| 2.5.4 样品表面性能分析 |
| 第3章 耐氧生物阴极电化学反硝化脱氮产电性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MFC构建及运行操作 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 接种 |
| 3.2.3 实验废水 |
| 3.2.4 操作条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 BCS1-MFC系统不同C/N性能比较 |
| 3.3.2 BCS1-MFC系统不同外电阻性能比较 |
| 3.3.3 BCS1-MFC系统耐受性能 |
| 3.3.4 BCS1-MFC系统产耗能分析 |
| 3.3.5 BCS1-MFC系统微生物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 单过硫酸钾化学阴极产电及影响因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 MFC构建及运行操作 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 接种及挂膜 |
| 4.2.3 实验废水 |
| 4.2.4 实验操作条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PMS-MFC反应器启动 |
| 4.3.2 不同PMS浓度对MFC产电性能的影响 |
| 4.3.3 不同pH阴极液对MFC产电性能的影响 |
| 4.3.4 PMS-MFC系统产电机理 |
| 4.3.5 PMS-MFC系统其他影响因素研究 |
| 4.3.6 PMS-MFC系统阳极性能 |
| 4.3.7 PPMS-MFC系统简单应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统降解RhB及同步产电性能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 MFC构建及运行操作 |
| 5.2.1 CuCo_2S_4催化剂合成 |
| 5.2.2 阴极电极制备 |
| 5.2.3 PMS/CuCo_2S_4-MFC构建及运行操作 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CuCo_2S_4化学成分及形貌特征 |
| 5.3.2 CuCo_2S_4电化学表征 |
| 5.3.3 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统物质降解性能初探 |
| 5.3.4 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统性能影响因素研究 |
| 5.3.5 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统重复性能分析 |
| 5.3.6 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统产电性能分析 |
| 5.3.7 PMS/CuCo_2S_4-MFC系统机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）好氧颗粒污泥快速形成条件优化及处理效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstracte |
| 引言 |
| 0.1 研究背景 |
| 0.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 0.2.1 好氧颗粒污泥成核机理 |
| 0.2.2 好氧颗粒污泥技术优势与劣势 |
| 0.2.3 好氧颗粒污泥技术的影响因素 |
| 0.2.4 好氧颗粒污泥技术发展现状 |
| 0.3 纳米金属的应用现状 |
| 0.3.1 纳米金属在水处理技术上应用现状 |
| 0.3.2 纳米金属与活性污泥技术结合应用现状 |
| 0.4 研究目的意义及主要研究内容 |
| 0.4.1 课题来源 |
| 0.4.2 研究目的 |
| 0.4.3 主要研究内容 |
| 第1章 实验材料与方法 |
| 1.1 实验材料与仪器 |
| 1.1.1 实验仪器 |
| 1.1.2 实验所需材料及药品 |
| 1.2 分析检测方法 |
| 1.2.1 污泥性能参数表征 |
| 1.2.2 EPS提取及含量检测 |
| 1.2.3 水质指标检测分析方法 |
| 1.2.4 污泥菌群结构分析 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 试验接种污泥 |
| 1.3.2 试验用水 |
| 1.3.3 反应器设计 |
| 1.3.4 反应器运行条件 |
| 第2章 不同碳源对好氧颗粒污泥优化启动的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 碳源对颗粒污泥形态的影响 |
| 2.2.1 好氧颗粒污泥表征 |
| 2.2.2 对好氧颗粒污泥污泥沉降性能的影响 |
| 2.2.3 对好氧颗粒污泥粒径的影响 |
| 2.2.4 好氧颗粒污泥扫描电镜分析 |
| 2.3 好氧颗粒污泥EPS的影响 |
| 2.3.1 对EPS结构的影响 |
| 2.3.2 对EPS中多糖和蛋白的影响 |
| 2.4 好氧颗粒污泥去污能力的分析 |
| 2.4.1 对COD去除率的影响 |
| 2.4.2 不同碳源对好氧颗粒污泥脱氮除磷能力的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 铁磁纳米对好氧颗粒污泥系统优化启动效果的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁磁纳米对好氧颗粒污泥表征及沉降性能的影响 |
| 3.2.1 铁磁纳米对好氧颗粒污泥表征的影响 |
| 3.2.2 对好氧颗粒污泥沉降性能的影响 |
| 3.2.3 铁磁纳米对好氧颗粒污泥粒径的影响 |
| 3.2.4 铁磁纳米对好氧颗粒污泥胞外多聚物含量的影响 |
| 3.2.5 铁磁纳米对好氧颗粒污泥的污染物去除能力影响 |
| 3.3 铁磁纳米优化后好氧颗粒污泥对生活污水处理能力 |
| 3.3.1 好氧颗粒污泥沉降性变化 |
| 3.3.2 对生活污水中COD的去除效果 |
| 3.3.3 对生活污水中总氮去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 优化后的好氧颗粒污泥菌群结构分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 多样性分析 |
| 4.2.1 OTU分类学统计 |
| 4.2.2 好氧颗粒污泥的Alpha多样性分析 |
| 4.2.3 Bate多样性分析 |
| 4.3 菌群组成结构分析 |
| 4.3.1 物种组成Venn图分析 |
| 4.3.2 好氧颗粒污泥门水平群落结构分析 |
| 4.4 好氧颗粒污泥菌群功能分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（9）CaO2控制沉积物-水界面内源氮磷释放的微生物群落响应机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 沉积物内源释放的影响因素及修复措施 |
| 1.2.1 沉积物内源氮、磷释放的影响因素 |
| 1.2.2 沉积物修复的方法 |
| 1.3 过氧化钙的性质及在环境工程领域的应用 |
| 1.3.1 过氧化钙的物理化学特性 |
| 1.3.2 过氧化钙在环境工程领域的应用 |
| 1.3.3 缓释氧剂在环境工程领域的应用 |
| 1.4 微生物对过氧化钙的响应特征 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 CaO_2 的释氧特性及CaO_2 基复合型释氧材料的制备 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法与步骤 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CaO_2粉末释氧特性曲线 |
| 2.3.2 缓释氧剂的比选 |
| 2.3.3 CaO_2基缓释氧剂的释氧特性及对碱度的调节作用 |
| 2.3.4 CaO_2基缓释氧剂在反应器中加药量的选择 |
| 2.4 小结 |
| 3 粉末型CaO_2对污染沉积物酶活性与微生物种群调控机制 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采样地点与采样方法 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 实验仪器与设备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 对DO和pH的影响 |
| 3.3.2 对上覆水理化性质的影响 |
| 3.3.3 不同浓度的CaO_2对沉积物酶活性的影响 |
| 3.3.4 不同浓度的CaO_2对沉积物中微生物群落代谢活性的影响 |
| 3.3.5 沉积物细菌群落多样性分析 |
| 3.3.6 沉积物细菌群落结构组成分析 |
| 3.3.7 沉积物细菌群落结构样本差异分析 |
| 3.3.8 沉积物细菌群落结构与环境因子关联分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 CaO_2基复合型释氧材料对污染沉积物酶活性与微生物种群调控机制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采样地点与采样方法 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CaO_2 基缓释氧剂对DO和pH的影响 |
| 4.3.2 CaO_2基缓释氧剂对上覆水理化性质的影响 |
| 4.3.3 CaO_2基缓释氧剂对上覆水中微生物群落代谢活性的影响 |
| 4.3.4 CaO_2基缓释氧剂对沉积物酶活性的影响 |
| 4.3.5 沉积物细菌群落多样性分析 |
| 4.3.6 沉积物细菌群落结构组成分析 |
| 4.3.7 沉积物细菌群落结构样本差异分析 |
| 4.3.8 沉积物细菌群落结构与环境因子关联分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（10）基于CA-MCMC方法的河流突发水污染溯源研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACTS |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水污染溯源方法研究进展 |
| 1.2.2 污染物迁移扩散模型研究进展 |
| 1.2.3 现有研究不足 |
| 1.3 本文主要研究内容及章节安排 |
| 1.3.1 课题提出 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 污染物溯源原理及迁移扩散机理简介 |
| 2.1 突发水污染溯源概念及基本原理 |
| 2.1.1 溯源概念 |
| 2.1.2 溯源分类 |
| 2.2 污染物迁移扩散机理 |
| 2.2.1 迁移方式 |
| 2.2.2 迁移阶段 |
| 2.2.3 污染物迁移扩散过程 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 CA污染物迁移扩散模型 |
| 3.1 元胞自动机模型 |
| 3.1.1 元胞自动机概述 |
| 3.1.2 邻域 |
| 3.1.3 转换规则 |
| 3.1.4 边界条件 |
| 3.2 元胞自动机模型应用研究 |
| 3.2.1 研究区域概况 |
| 3.2.2 模型搭建 |
| 3.2.3 基于BP神经网络的元胞自动机率定 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 MCMC溯源算法研究 |
| 4.1 贝叶斯方法 |
| 4.2 MCMC算法 |
| 4.2.1 先验分布 |
| 4.2.2 似然函数 |
| 4.2.3 抽样方法比选 |
| 4.3 算例分析 |
| 4.3.1 溯源结果分析 |
| 4.3.2 溯源效果分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 基于CA-MCMC的污染物溯源方法研究 |
| 5.1 CA-MCMC的溯源实现 |
| 5.2 应用分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 河流突发水污染溯源物理模型试验 |
| 6.1 实验目的 |
| 6.2 实验渠道模型概化 |
| 6.2.1 实验场地布置 |
| 6.2.2 比尺设计 |
| 6.2.3 实验设备 |
| 6.3 实验过程及结果 |
| 6.3.1 点源污染物瞬时中心排放 |
| 6.3.2 点源污染物连续中心排放 |
| 6.3.3 点源污染物瞬时一侧排放 |
| 6.3.4 点源污染物连续一侧排放 |
| 6.4 实验分析总结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
四、蔗糖厂水污染分析、治理技术及应用浅谈（论文参考文献）
- [1]酒糟对人工湿地植物根表铁膜去除重金属的影响机理[D]. 马欢欢. 中国农业科学院, 2021(01)
- [2]以碱改玉米芯为碳源的人工湿地强化脱氮效果研究[D]. 刘慧佳. 东北师范大学, 2021(12)
- [3]不同湿地植物及其组合对生活污水的脱氮除磷效果研究[D]. 刘姣. 东北师范大学, 2021(12)
- [4]模拟含硫烟气生化脱硫过程有机代谢产物的累积效应研究[D]. 党雅馨. 昆明理工大学, 2020(04)
- [5]富铁填料/锰砂对厌氧反应器的生化效果影响[D]. 吴大冰. 兰州交通大学, 2020(01)
- [6]基于生态价值的公园城市适生植物资源系统构建与应用[D]. 夏春华. 中南林业科技大学, 2020(01)
- [7]微生物燃料电池不同阴极电子受体及同步除污产电性能研究[D]. 李文英. 太原理工大学, 2020(07)
- [8]好氧颗粒污泥快速形成条件优化及处理效能研究[D]. 刘唯玉. 辽宁大学, 2020(01)
- [9]CaO2控制沉积物-水界面内源氮磷释放的微生物群落响应机制研究[D]. 张钟慧. 西安建筑科技大学, 2020
- [10]基于CA-MCMC方法的河流突发水污染溯源研究[D]. 孙策. 山东大学, 2020(10)