一、污水淋滤模拟试验氮转化迁移分析及D_(sh)(θ)的估计（论文文献综述）
张怡悦[1]（2021）在《金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制》文中提出露天金属尾矿中残留的重金属通过风蚀、水蚀等途径向环境中扩散。为了探究废弃尾矿周边的生态环境污染问题,本研究以典型金/铁矿区土壤-植物（猪毛菜）体系为研究对象,利用铅同位素技术对重金属污染源进行源解析;通过同位素分馏效应揭示锌在土壤-植物体系迁移转化过程;基于高通量测序、宏基因组学和代谢组学等技术,探究寡营养闭库铁尾矿库中自然定居植物—猪毛菜的生存策略,阐明尾矿土壤-猪毛菜体系微生物群落组成特征及演化过程,揭示尾矿土壤-微生物-猪毛菜相互作用机制。主要研究结果如下:（1）土壤、猪毛菜的重金属污染具有空间分布特异性。表层土壤中Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Ni、As 以及 Hg 的平均含量分别为 29、124、42、0.47、103、39、7.64以及0.05 mg/kg,总体上呈轻度污染,其中矿业活动密集区呈中度到重度污染。土壤-猪毛菜体系中重金属主要分布于根际土及叶片,猪毛菜对重金属的富集系数为Cr>Zn>Pb>Cu>Fe>Cd,转移系数为Fe>Cd>Zn>Cu>Pb>Cr。（2）矿区206Pb/207Pb及208Pb/206Pb的变化范围分别为:土壤1.10-1.18,2.10-2.19;尾矿 1.04-1.09,2.24-2.32;植物 1.11-1.16,2.11-2.20。尾砂是土壤及植物根部铅的最主要来源,其中对土壤铅的贡献率为43%-75%,对植物铅的贡献率为32%-50%。（3）猪毛菜地上部分富集锌的轻同位素,δ66/64Zn为-0.25%o;地下部分富集锌的重同位素,δ66/64Zn为0.17%o。锌在土壤根际迁移过程、根系吸收过程以及根部向地上部位转运过程均发生了同位素分馏效应,三种过程的Δ66/64Zn 分别为 0.26%o、-0.16%o以及 0.16%o。（4）重金属（Cu、Fe、Zn、Pb）显着影响微生物的群落结构和多样性。土壤-猪毛菜体系的核心功能菌群普遍具有重金属抗性,演化形成的核心功能菌群主要包括Pantoea等溶磷菌、Methylobacterium和Sphingomonas等有机物降解菌、Rhizobium等固氮根瘤菌。（5）贫瘠铁尾矿库微生物-猪毛菜演化过程为:猪毛菜产生有机酸及类黄酮素等代谢产物以吸引促生菌到根部定殖,根际促生菌分泌吲哚乙酸（IAA）、合成铁载体等促进植物生长,内生菌则通过遗传增强后代对矿山环境的适应性,从而形成微生物-猪毛菜互惠共生体。
鲍珊珊[2]（2021）在《水土环境中氮素迁移转化分布式模型（SWAN-N）的开发研究》文中研究指明全球范围内氮污染状况呈现愈演愈烈趋势,随着对不同环境和介质中氮素污染来源、途径和机理研究的不断深入,氮素迁移转化过程模型开发和应用也取得了一定进展。目前,氮素迁移转化模型多是针对包气带、地下水和地表水分别建立,而水土环境一体化的模型相对较少。氮素从大气和地表环境进入土壤层和地下含水层的环境行为全过程认识对农业面源污染的定量评估极为重要,因此,需要开发一个区域尺度模拟氮素在土壤-地表水-地下水中迁移转化过程模型。本文基于对国内外应用广泛的若干（半）分布式水文模型综合比较,选择英国地质调查局（British Geological Survey,BGS）2012年发布的分布式流域水文模型（The Soil and Land-use based rainfall-runoff and recharge Model,SLIM）模拟水文过程（本人参与SLIM开发少部分工作）;基于硝酸盐氮和氨氮在水土环境中的迁移转化机制,将氮素迁移转化过程嵌入到水文过程,构建了基于SLIM水文过程氮素迁移转化概念模型;开发了一个适用于区域尺度的模拟氮素迁移转化过程的分布式模型（Soil Water and Nitrogen cycling and leaching model,SWAN-N）;提出了分布式模型参数优化率定的系统性技术方案;以英格兰Eden流域作为研究区,检验了该模型的合理性和可靠性。主要研究内容如下:（1）水土环境中氮素迁移转化过程及概念模型构建从水土环境中氮素迁移转化理论研究进展、氮素迁移转化概念模型、氮素模拟模型开发及应用现状等方面,系统总结了水土环境中氮素迁移转化机制,构建了氮素迁移转化概念模型,为水土环境中“三氮”迁移转化的数值模拟提供理论支撑。（2）SLIM水文模型与分布式模型参数率定方案设计阐述了分布式水文模型SLIM的原理、结构和特点。通过GLUE分析模型模拟能力、敏感性分析识别关键参数、自组织映射网络确定参数取值空间、遗传算法优化参数等一系列技术方法完成模型参数优化率定,提出可以解决分布式模型参数优化率定系统性的技术方案。（3）氮素迁移转化过程与水文过程耦合机制以水作为载体、水文循环作为迁移路径,基于水量平衡原理,将氮素在土壤、地下水和河道中的主要反应过程嵌入SLIM水文过程中,建立氮素迁移转化分布式模型SWAN-N。（4）氮素迁移转化分布式模型（SWAN-N）的程序开发在SLIM水文模型程序源代码基础上对部分数据的输入格式和产汇流过程程序进行改进,在讨论水土环境中氮素迁移转化机制基础上,独立开发了氮素迁移转化模块,完成水土环境中氮素迁移转化分布式模型（SWAN-N）的程序开发。该模型由一个主程序和若干独立子程序组成,模型可以根据需要划分网格单元大小,输入和输出文件设置默认项和可选项,使用C#语言完成代码编写,在Visual Studio 2015平台完成开发。（5）SWAN-N模型的应用与检验以英格兰Eden流域为研究区,Eden流域从上游至下游4个观测站点Great Musgrave Bridge、Temple Sowerby、Great Corby和Sheepmount出口断面模拟流量的R2和NSE均大于0.7;4个站点的硝酸盐氮和氨氮浓度的平均误差值均较小,可在接受范围之内;论证了模型的合理性和可靠性,模型精度满足英国地质调查局和英国农业部需求。SWAN-N可以直接使用GIS数据层,极大地简化了建模过程,从而提高了建模效率。SWAN-N适合在中国、英国或其它国家开展应用探索,同时,SWAN-N代码具有较好的兼容性,为灵活适应区域复杂情况、模型改进及模型耦合提供了基础。
吕琦[3]（2021）在《基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征》文中研究说明随着人口的不断增长,对矿产资源的需求和生活污水的产量也不断增加,由此产生大量的酸性矿山废水和生活污水。低p H值、高重金属含量的酸性矿山废水对环境的危害极大。含有大量如寄生虫卵和肠道传染病毒等的病原微生物和氨氮、蛋白质、碳水化合物等有机污染物的生活污水对环境的危害也不容小觑。大量的生活污水直接排放容易产生恶臭并且细菌和病原体大量繁殖,有导致传染病蔓延的风险。利用硫酸盐还原菌对酸性矿山废水进行微生物处理是现阶段国内外研究热点。本研究基于两种废水混合预处理、硫酸盐还原菌还原,结合表面流人工湿地构建了一种新型多单元连续共处理系统,研究该系统对酸性矿山废水和生活污水进行共处理后的各单元出水水质变化,并通过批次实验验证了生活污水与酸性矿山废水混合的最佳比例和青贮饲料作为碳源的可能性。本研究得出以下结论:（1）酸性矿山废水与生活污水以1:2比例混合后对水质的净化效果最佳。生活污水作为中和剂将p H为2.5的酸性矿山废水缓冲至中性（p H=7.03）,并且生活污水所含的还原性物质导致混合液呈现还原态,含有的有机物可作为微生物的部分营养源和能量,更有利于硫酸盐还原菌的生长和繁衍。上清液中Cu2+、Cd2+、Fe2+、总Fe分别第1、2、3、4天达到近100%的去除率,Zn2+在第六天达到95.9%的去除率,Mn2+和硫酸根离子的去除率较差,仅仅被稀释作用而导致浓度下降。（2）生活污水作为单一的碳源并不能满足硫酸盐还原菌长期生长发育的要求,硫酸根的残余浓度仅从2014mg/L降低到1841mg/L。在Postgate C培养基中硫酸盐还原菌的硫酸根残余浓度稳定到353mg/L左右,但昂贵的成本并不适合实际应用。青贮饲料作为单一碳源,硫酸根的残余浓度持续降低到633mg/L,硫酸盐去除效率较好,并且硫酸盐还原菌生长活跃,具有替代Postgate C培养基的可能性。（3）多单元连续共处理系统中的出水水质经三个单元处理后逐步提升,最终达到很好的两种废水共处理效果。p H值为2.5的酸性矿山废水在最后的人工湿地出水呈弱碱性状态（p H稳定在8左右）,成功解决了酸污染的问题。Cu2+、Cd2+、总Fe、Zn2+、Mn2+这五种重金属离子得到了很好的去除,重金属进水浓度翻倍后依然保持很好的去除效率,解决了酸性矿山废水的高重金属问题。实验末期,氨氮、硝态氮、硫酸根离子、总磷、COD的最终出水浓度分别保持在5mg/L、15mg/L、285mg/L、2mg/L、100mg/L以内,达到了良好的水质净化效果。多单元连续共处理系统中SRB优势菌种为Desulfobacterota,人工湿地中存在硝化和反硝化细菌,并在去除氨氮和硝态氮方面发挥了很大的作用。
刘孟辉[4]（2021）在《淋滤作用下延安治沟造地黄土崩解性与湿陷性研究》文中认为黄土高原是世界上黄土连续分布面积最大、土层厚度最厚的黄土地区,也是我国生态环境脆弱和地质灾害高发区,这些地质灾害严重制约了黄土高原地区的社会经济发展。为了解决黄土地区地域环境对城市发展的束缚,近年来延安市开展了大规模的平山造城与治沟造地工程尝试,拓展了城市发展空间,为地方社会经济提供了发展机遇。然而,平山造城与治沟造地工程形成的大量挖方填方黄土边坡在降雨作用下坡面冲刷病害及沟道土壤湿陷沉降十分严重,这与淋滤作用下黄土的崩解性及湿陷性等水理性质密切相关,因此开展延安治沟造地黄土的崩解性与湿陷性研究具有十分重要的现实意义和理论意义。本文以延安南沟治沟造地工程为研究背景,在野外现场调查、取样及资料整理的基础上,对延安南沟地区Q3原状黄土开展了不同淋滤工况下的淋滤试验,并将淋滤之后的土样进行室内湿陷试验及崩解试验,结合SEM试验及灰色关联分析法,分析了淋滤作用对延安南沟Q3原状黄土的崩解性及湿陷性影响规律。主要结果和结论如下:（1）基于粒度分析和X射线衍射试验,得到了延安南沟Q3原状黄土粒度及矿物组成。黄土颗粒以粉粒为主,石英和绿泥石是主要的碎屑矿物与粘土矿物。淋滤试验水质分析表明Na+、Cl-及SO42-三种离子浓度在淋滤初期最大,随后迅速下降,趋近于0。（2）基于自制的崩解装置进行崩解试验,研究了不同淋滤工况下黄土的崩解特性,发现在含水率、盐度以及温度这三个因素影响下,其崩解均充分完整,崩解率接近100%。当土体含水率及盐度较低时,未淋滤条件下的土体崩解率在同一时刻下相比其它淋滤工况更高,且黄土崩解的几个典型阶段不显着,而温度较低时规律与以上相反;当含水率、温度增加以及盐度进一步增加至饱和时,五种淋滤条件下黄土的崩解率差异则减小。（3）基于不同淋滤工况下黄土崩解所需时间以及崩解速率统计结果,发现含水率因素对其崩解特性影响最大,土体的崩解完成时间及崩解速率分别在67s～201s和0.71%/s～2.46%/s范围内变化,水温次之,盐度影响最小,三种因素对不同淋滤工况下黄土崩解性影响程度为:含水率>水温>盐度。（4）通过室内湿陷试验,研究了不同淋滤工况下黄土的湿陷特性,发现随着压力的不断增加,不同淋滤工况下黄土的湿陷系数均出现迅速增加至峰值后开始减小,最后趋于平稳的现象。其中淋滤工况H=0mm和H=500mm的黄土湿陷系数曲线增长幅度相似,取湿陷系数等于0.015对应的的压力作为湿陷起始压力,发现黄土在未淋滤时,湿陷起始压力在150k Pa～300k Pa范围内;淋滤工况H=500mm和H=1000mm下为100～200k Pa;H=1500mm和H=2000mm为0～100k Pa。（5）基于灰色关联分析法,得出了淋滤作用下黄土微观结构参数与崩解性和湿陷性关系,发现Q3原状黄土颗粒粒度成分及大孔隙含量与黄土崩解速率具有较高的关联度,而颗粒粒度成分及孔隙圆形度与黄土湿陷系数关联度最高。（6）基于不同淋滤量下Q3原状黄土的崩解试验、湿陷试验以及扫描电镜试验,证实了黄土遇水胶结力变弱、孔隙裂隙良好发育是其崩解的主要原因,而黄土骨架颗粒连接强度变低、架空孔隙增多是导致其浸水加压后发生湿陷的原因。
梁健[5]（2021）在《赣南桃江稀土矿区流域水系泥沙迁移和氨氮污染演化规律》文中指出稀土资源是现代工业、国防和科技发展的不可代替的重要原材料,而我国赣南地区是离子型稀土资源的主要产地。近50年来,赣南地区先后采用池浸、堆浸、原地浸矿三种方式开采稀土资源,破坏地表植被,甚至使原有林地变成裸地加重水土流失,开采过程使用铵盐作为浸矿剂导致河流水体氨氮污染。因此,研究赣南稀土矿区水系泥沙的迁移及氨氮污染演化规律具有重要性和紧迫性。本文以赣南桃江稀土矿区作为研究对象,基于水文气象观测资料,分析桃江流域各水文气象要素的变化趋势,并结合遥感数据,分析了流域不同时期的土地利用类型的变化情况,建立适用于桃江流域的SWAT分布式水文模型,通过情景模拟法定量分离和评价气候变化因素与人类活动因素（稀土开采、水利工程建设）对于河流径流量和泥沙量的影响,在此基础上结合典型稀土矿区小流域实地水质监测,利用水文模型法分析稀土两类开采方式（池浸/堆浸、原地浸矿）对河流径流量、泥沙量、氨氮量的影响;最后利用GMS地下水模型技术,分析原地浸矿对流域地下水氨氮污染的影响过程。主要成果如下:（1）分析了桃江流域1960～2015年的降水量、气温、潜在蒸发量和径流量、泥沙量的变化特征。桃江流域年降水量呈现微弱下降趋势,气温呈现上升趋势,潜在蒸发量先降后升,拐点出现在1991年前后;流域年均实测径流量和泥沙量显着下降,突变点分别发生在2002年和2003年。（2）通过1995年、2005年和2015年3期的土地利用类型遥感解译图的分析表明:林地、水田和旱地是桃江流域内最主要的三种土地利用类型,各类土地利用类型的面积变化并不显着。但采用池浸/堆浸方式的稀土用地A类的面积呈波动下降趋势,采用原地浸矿方式的稀土用地B类、城镇居民用地的面积呈上升趋势,而林地的面积则呈现下降趋势。（3）利用SWAT分布式水文模型和情景模拟法,从桃江全流域尺度上定量分离并评估了气候变化因素和人类活动因素对于桃江干流出口处的年均径流量和泥沙量的影响,土地利用变化因素对桃江干流径流量和泥沙量呈现增加效应,而气候变化因素和水利工程建设等对桃江干流径流量和泥沙量呈现减少效应,水利工程建设是桃江干流径流量和泥沙量减少的主要因素。（4）利用SWAT模型和土地利用类型替换法,确定流域主要的土地利用类型对河流径流量、泥沙量、氨氮量的贡献率。对于桃江全流域,单位面积土地利用类型对河流径流量的贡献能力从大到小依次为稀土用地A类>城镇居民用地>水田>旱地>草地>稀土用地B类>林地,对河流水体中的泥沙量的贡献能力从大到小依次为稀土用地A类>旱地>水田>草地>稀土用地B类>林地>城镇居民用地,表明池浸/堆浸是导致稀土矿区水土流失的主要原因。对于开采结束后约18年的稀土矿区小流域,单位面积土地利用类型对河流水体中的氨氮量的贡献能力从大到小依次为:水田>旱地>稀土用地B类>城镇居民用地>稀土用地A类>草地>林地,表明原地浸矿可造成矿区水系长期的氨氮污染。（5）利用GMS地下水数值模型,分析了原地浸矿对地下水氨氮污染的影响过程。矿山原地浸矿注液开始氨氮污染物即随地下水流向下游的河流方向迁移扩散。在浸矿结束后实施清洗,清洗工艺能在一定程度上降低了氨氮污染的浓度峰值,但没有对污染物的迁移扩散起到任何拦截作用。在原地浸矿场下游设置截渗装置,并采用填料过滤或水力控制等手段,有望能彻底解决原地浸矿技术对地下水的污染问题。
张英[6]（2020）在《联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变》文中提出地下水硝酸盐污染危害人体健康,是一个全球性环境问题。为了实现地下水硝酸盐污染的有效防控,需要准确识别其污染来源与变化趋势。工业化和城镇化背景下高开采强度含水层硝酸盐的来源尤为复杂多变,是地下水硝酸盐源解析中的难点。本研究选取滹沱河冲洪积扇为典型区,综合利用地下水定年、硝酸盐氮氧同位素和多元统计方法,揭示强烈开采含水层中硝酸盐的污染源变化规律,识别出城镇化背景下地下水硝酸盐污染的主控闪素,建立了典型冲洪积扇含水层硝酸盐污染源演化的概念模式,为实现地下水硝酸盐污染的有效防控提供了关键科学依据。取得主要结论:（1）滹沱河冲洪积扇地下水NO3-含量时空分布差异显着:时间上,高含量硝酸盐（>15mg/L,以N计）由零星点状分布（1991年）逐步扩展至面状分布（2014年）,且在垂向上由50米以浅延伸至60-120m;空间上,高含量硝酸盐主要分布于城镇区、滹沱河河道带两侧及南部栾城污灌区。（2）联用3H-3He法和3H测年时间序列法计算研究区地下水年龄,建立了浅层地下水年龄结构。根据地下水年龄和采样时间,构建了地下水硝酸盐输入的时间序列。（3）利用氮氧同位素和地下水年龄,分别从定性和定量的层面解析不同土地利用类型地下水硝酸盐的来源及其变化。农田清灌区地下水硝酸盐来源由粪肥为主（51.2%）转变为粪肥和化肥的混合（化肥33.9%、粪肥32.7%）。农田污灌区地下水硝酸盐来源由工业污水为主转变为生.活污水为主。居民区地下水硝酸盐主要来源于污水和粪便（58.1%-64.7%）,并未随补给时间发生明显变化。土地利用变化区则由化肥和粪便的混合转变为污水和粪便。（4）分析了不同土地利用类型地下水硝酸盐随补给时间的演变过程,并识别出地下水硝酸盐污染的主控机制。地下水硝酸盐随补给时间整体呈增加趋势,其中农田区地下水硝酸盐污染主要受控于农业发展过程中化肥和粪便氮的输入;城市区地下水硝酸盐污染主要受快速城镇化、工业发展及地下水过量开采的影响。（5）在地下水硝酸盐来源变化和主控机制分析的基础上,将污染源的演化过程划分为三个阶段:农业初级发展阶段、大规模农业发展阶段和快速城镇化发展阶段。根据以上研究结果,提出了不同土地利用类型和不同地下水年龄的硝酸盐污染分类、分区防控对策。
朱丹彤[7]（2019）在《基于内源释放实验及HSPF-WASP耦合模型分析环境因子对河流水质的影响》文中研究说明随着经济的发展,各种水环境问题愈发显现,严重威胁人类的健康。水体污染源主要分为外源和内源,外源包括点源和非点源;近年来,随着污染排放的控制,内源污染和流域非点源污染已成为水体质量的主要威胁。本研究以流域河流水质为研究对象,通过室内物理模型实验、流域水文水质数值模型（HSPF）和水体水质数值模型（WASP）对内源、非点源污染以及水质进行模拟与分析,从微观和宏观的角度分析流域不同环境变化对河流水质以及各污染源的影响。主要内容包括:上覆水流速、扰动和水温对沉积物内源释放的影响机理实验研究、流域非点源污染模型的构建与模拟、流域河流水质模型的构建与模拟、环境变化对河流水质的影响以及河流污染来源的定量分析。主要得到以下结论:（1）溶解氧是影响水质的重要因素,沉积物耗氧速率（SOD）决定了水质的变化,不同区域的SOD千差万别,沉积物类型、有机质、上覆水溶解氧含量以及流速都会对SOD产生不同程度的影响。水体流速增大会促进氨氮的释放也增大了水体溶解氧的消耗,硝酸盐氮的浓度受到抑制,间歇性的扰动会增大上覆水硝酸盐氮的含量。水体扰动会抑制磷酸盐的释放,但是水动力升高至一定程度会提高磷的释放。温度对于内源释放有显着影响,20～25℃时水体中硫酸盐含量处于最高状态。水体中水质指标的变化受多种因素的共同作用,沉积物-水环境是一个联动的动态整体,沉积物或水体的变化都会对整个环境产生变化。（2）在收集地形数据和气象数据的基础上,以拉帕汉诺克河流域2009～2013年的实测数据为基础构建了 HSPF非点源污染模型,流量、泥沙、水温和水质的输出结果都满足精度要求。水质结果可以作为河流水质模拟的非点源污染来源,子流域90～108中,子流域97和106的非点源氮排放相对较高,而子流域91、96和107磷排放则相对较高。（3）利用BASINS平台得到河流的信息,并以此为基础,构建HSPF和WASP耦合模型,采用试算法对富营养模块（EUTRO）的参数进行调整,以拉帕汉诺克河上5个数据监测站的水质数据对模型进行校准,最终相关系数均在0.66以上,满足精度要求;K71（20℃时溶解性有机氮矿化速率）对氨氮以及K1（20℃时浮游植物饱和生长速率）对叶绿素a的灵敏度较高。（4）全球气候变化可能导致气温、水温和河流流量发生变化,基于此,设置不同的情景工况,采用耦合模型并模拟,结果表明,当温度分别提高和降低1、2、5℃时,基础温度较高时温度变化对河流污染指标变化产生较大的影响,氨氮对温度相对敏感,硝酸盐氮受温度影响较小。当流量分别比原始流量高20%、50%、100%以及降低20%、50%时,流量变化主要引起了溶解氧含量的变化,进一步对氨氮、硝酸盐氮、总氮和总磷都产生了显着的影响。总磷受流量影响最为明显,但是几乎没有季节性差异。（5）拉帕汉诺克河中不同的污染物质来源有所差异,氨氮主要来自于非点源的汇入与沉积物的内源释放;硝酸盐氮则主要来自于非点源汇入,大量硝酸盐氮发生形态变化或沉积于河流底部;总氮大部分来自于非点源汇入,这与河流两岸有部分农田有关;超过70%的总磷来自于点源的排放,畜牧面积少也导致了非点源磷排放较低,河流中的磷几乎全部来自于外源,仅1%的磷由沉积物释放。
张永涛[8]（2017）在《低品位氧化锰矿生物沥浸制备富锰低铁浸出液：工艺和机制》文中进行了进一步梳理我国电解锰生产和消费长期以来居世界首位。电解锰生产的高强度消耗导致碳酸锰矿资源日益枯竭。可以预计,利用低品位氧化锰矿（因锰含量低而被视为尾矿）生产电解锰已是大势所趋。环境微生物沥浸技术因其绿色安全、经济高效、节能环保的特点,在低品位氧化锰矿还原溶释Mn2+中显示出独特优势和应用潜力。以硫磺和黄铁矿为混合能源底物、以硫氧化菌和铁氧化菌为混合菌群的自养沥浸体系虽然Mn2+溶释效率高、速度快、时间短;但浸出液中总铁残留浓度极高（≥1.2 g/L）,大幅增加了后续除杂成本并影响了电解锰纯度。本论文尝试传统自养好氧混合菌沥浸体系加入高氨氮废阳极液兼做氮源和除铁剂、以单一硫磺为能源底物利用铁氧化菌的缺氧还原沥浸、以单一铵氮为能源底物利用氨氧化菌的自养好氧沥浸实现低品位氧化锰矿的生物沥浸和富锰低铁浸出液的绿色/经济制备。主要研究结果如下:（1）氧化锰矿为含硅铁低品位软锰矿,Mn4+和Mn3+分别占94.9%和5.1%。主要物相为二氧化硅和软锰矿,次要物相为斜方钙沸石。（2）对氧化锰矿进行了不同预处理并在传统的混合能源-混合菌群自养生物沥浸体系进行Mn2+溶释效能比较。5种预处理工艺的有效性依次为:机械破碎>高温煅烧>微波>水热分解>超声波处理。其中机械破碎使锰矿活化并加强了活化锰与混合细菌（Acidithiobacillus ferrooxidans、Acidithiobacillus thiooxidans和Leptospirillum ferrooxidans）和活性沥浸物质的接触和传质,导致在10%的高矿液比条件下90%的锰浸。机械破碎为最有效的预处理方法。（3）首次将废电解锰阳极液（WEMA）作为混合淋滤菌群的氮源和铁去除剂实现10%高矿液比下氧化锰矿的生物沥浸和富锰低铁浸出液制备。应用Plackett-Burman、Steepest ascent、RSM-BBD从影响锰矿生物浸出的8个因素中筛选出4个共同影响锰浸出和铁去除的主要因子,并预测了最佳锰浸和除铁工艺条件:WEMA投加量6%,能源底物（Fe S2+S,14 g/L+10 g/L）,过程调p H2.4,浸出温度31℃。优化条件下锰浸出率和铁残留浓度分别为78.5%和0.73 g/L。能源底物与过程调p H间的交互作用对锰的浸出和铁的去除影响显着。6%的WEMA添加量促进了菌体的生长和代谢活性从而强化了Mn2+的还原溶出;同时高浓度的铵根离子又促进了难溶性物质黄铵铁矾的大量生成进而减低了浸出液中总铁浓度,导致67%的铁去除。（4）利用单一硫磺为能源底物,提出了A.t+A.f混菌好氧培养-缺氧还原浸出的氧化锰矿生物沥浸和富锰低铁浸出液制备新工艺。通过单因素和正交实验,确立了锰浸影响因素的主次顺序为硫磺浓度>加热温度>摇床转速>浸出时间,相应的工艺参数分别为25 g/L、34℃、150 rpm和33天。验证实验显示,1%矿液比下锰的最大浸出率为98.6%,铁残留浓度为305.63 mg/L。在生物沥浸前期（0～18天）残留氧浓度处于较高水平,硫磺氧化代谢产生的还原性中间产物和锰矿Fe3+衍生所得Fe2+参与了Mn4+/Mn3+的还原溶释;而在沥浸后期（19～33天）少氧或缺氧条件下,Mn O2主要从A.f菌催化硫磺氧化-Fe3+异化还原的耦合反应中获得电子从而实现Mn2+的还原浸出。（5）首次探索了亚硝化菌铵氧化还原-酸溶耦合反应浸提Mn2+的氧化锰矿生物沥浸新工艺。基于单因素实验确立了Mn2+浸出的优化条件:铵氮浓度1.26 g/L,培养液p H6.5、培养温度25℃,摇床转速160 rpm,反应时间30天;在1%矿液比下锰还原溶出率最高可达33%。与不加入锰矿的单纯铵生物氧化体系相比,锰矿加入体系铵氮浓度下降11%,活性羟胺浓度最高下降96%,亚硝态氮最高下降21%;同时硝态氮增长20%。研究表明,锰矿中Mn O2的还原是羟胺和亚硝态氮共同作用的结果,其中尤以羟胺贡献为大。Mn O2被生物还原为Mn3O4和Mn O,导致Mn4+降低了47.4%,Mn3+和Mn2+分别增加了27.9%和19.5%。锰矿生物还原总速率受产物层Ca SO4和惰性层Si O2的控制。利用含高铵氮的废电解锰阳极液作基质也获得了近35%的锰溶出率。（6）首次将含丰富多糖的有毒硝化棉酸性废水（NAW）作为还原剂用于氧化锰矿锰的浸出。通过单因素优化实验获得了97.4%的高锰浸出的最佳条件:NAW用量100 m L、锰矿投量100 g/L、锰矿粒径200目、补加浓硫酸用量与NAW体积之比值0.12、摇床转速160 rpm,反应温度和时间为90℃和120 min;同时获得酸性废水98.5%的TOC去除。锰的还原溶出与TOC的去除存在显着负线性关系。TOC的去除符合二级反应动力学模型,锰的还原溶释符合零级反应动力学模型。锰矿的氧化作用促使NAW有毒物质矿化、浓度大幅下降、毒性显着降低。（7）用富锰低铁浸出液制备电解锰。结果表明:以上4种生物/化学浸出液净化后可以电解生产电解锰,电解锰纯度均在99.6%以上,部分达到了A级电解金属锰质量标准。化学浸出液电解金属锰产量略高于生物浸出液。从浸出液制备的源头减少或避免铁离子引入的措施是有效的,可以大幅降低电解金属锰中杂质铁的含量。
王烨[9]（2016）在《不同粒径胶体吸附态铵迁移—滞留的机制研究》文中研究指明近年来地下水环境铵氮污染日益严重,具有特殊双电层和巨大比表面积的胶体在地下水土系统中含量丰富,对污染物的迁移起到不可忽视的作用。本文采用室内实验与数值模拟相结合的研究方法,通过一维水平砂柱试验,以土壤胶体氯化铵溶液为研究对象,探讨不同粒径胶体及不同pH条件对胶体吸附态铵氮在含水介质中迁移-滞留的影响,并运用CFITIM程序对试验结果进行数值模拟,对胶体影响下铵氮在含水介质中的运移参数进行反演。通过以上研究得出以下创新性的认识及结论:（1）平均粒径为320nm、450nm、570nm、680nm和880nm胶体的临界絮凝铵氮浓度分别为 3600mg/L、2800mg/L、2000mg/L、1600mg/L、1100mg/L,当胶体粒径越小时,临界絮凝铵氮浓度就越大。（2）随着胶体粒径的不断增大,总铵氮和胶体吸附态铵氮在含水介质中迁移和释放的速率逐渐增加,而溶解性铵氮的迁移并未受到不同胶体粒径的影响,但其释放速率是随着胶体粒径的增大而增大的。含水介质对总铵氮、溶解态铵氮及胶体吸附态铵氮迁移的影响均是一个由阻滞到促进的过程,存在临界粒径分别为605nm、640nm和625nm;而对总铵氮及溶解性铵氮的释放存在阻释作用,并随着胶体粒径的不断减小阻释作用不断增大,但对胶体吸附态铵氮的释放是从阻释到促进,临界粒径为780nm。（3）随着胶体粒径的不断减小,总铵及胶体吸附态铵的滞留量逐渐增多,滞留量稳定值均表现为880nm<680nm<540nm<450nm<320nm,而胶体粒径的大小对溶解态铵在含水介质的滞留无明显的影响,同时达到累积最大滞留量的累积速率也是随着胶体粒径的增大而减小。（4）当氯化铵胶体溶液的pH分为3、5、7、9和12时,总铵氮、溶解铵氮和胶体吸附态铵氮的迁移和释放速率均随着pH的增大而增大。当pH由酸性逐渐变为碱性时,含水介质对总铵氮迁移释放的阻碍作用降低,逐渐促进铵氮的迁移。总铵和胶体吸附态铵滞留量的稳定值均表现为随着pH值的不断上升而逐渐下降,而溶解性铵氮最终的滞留量并没有因为pH值的不同而表现出非常明显的差别。（5）通过对铵氮穿透曲线的数值模拟,可知不同粒径胶体及不同pH影响下铵氮在含水介质中的迁移-释放符合两区非平衡运移模型。铵氮在含水介质中的迁移释放以机械弥散作用为主,分子的扩散作用影响较小。随着胶体粒径及pH的不断增大,反演确定出的含水介质对铵氮阻滞因子（R）逐渐降低。
周长胜[10]（2015）在《水泥潜入河床底泥对地下水养分污染阻截作用的研究》文中研究说明地下水是人类重要的水源之一，它在人类社会、经济发展中所扮演的角色越来越重要。近些年来，伴随着社会生产的极速发展，人类活动对生态的影响也到了最严重时期。农业生产中化肥应用的普及，不合理、不规律的耕作使得本来就脆弱的土地面临崩溃的边缘。从土壤-水系统循环中，人类活动对地下水环境造成了巨大的扰动，并且在持续加深，尤其表现在对土壤生态系统和水循环系统正常运转的干扰。在越来越严重的水资源环境下，地下水资源污染问题尤为突出。地下水污染是在人类活动的影响下变得愈发严重，水污染问题也变得越来越突出。很多学者针对地下水环境提出有生物、物理、化学等多种防治方法措施，但都存在经济性差、不易大范围推广的弊端。因此，面临日益严峻的地下水污染形势，探索具有经济性、实用性、普及性兼备的地下水污染防治措施意义重大。本文依托山西省河道管护服务总站特细颗粒物质潜入河床底泥减少地下水污染效果研究，在室内土柱模拟入渗试验基础上结合污水入渗、化学分析底泥基质和污水养分含量，分析水泥潜入底泥基质对污水中养分元素的阻截作用效果。该技术的提出对减少地下水污染方面有积极意义，为进一步推广和应用防治地下水污染措施提供理论基础和技术支撑。试验选用汾河水域清徐县温南社、柳杜乡村段和榆次县源涡取水工程段河床底泥作为试验中三种河道底泥；选用虎峪河万柏林区段地表水作为试验入渗用水。选用细颗粒物质粉煤灰、细颗粒粘土、水泥颗粒、玻璃砂作为备选阻渗细颗粒材料。试验通过对细颗粒物质潜入底泥的阻渗作用试验、细颗粒物质的阻渗效果筛选试验，选用阻渗效果显着且易操作的水泥作为阻渗材料。进一步结合污水入渗探讨水泥潜入底泥基质对污水中养分元素和相关污染指标的阻截作用效果，发现水泥潜入河道底泥对污水中养分元素的阻截效果明显。试验得出以下结论：（一）特细颗粒物质潜入河道底泥的阻渗作用与效果：1.特细颗粒的潜入能够明显的降低底泥基质水的入渗能力。水分稳定入渗率降低了40%，累积入渗量降低46%；2.无细颗粒潜入条件下的入渗过程符合Kostiakov两参数模型，拟合度为0.9997；有特细颗粒潜入的入渗过程更好的符合Kostiakov三参数模型，拟合度为0.9998。（二）特细颗粒物质潜入河渠基质材料比选试验：1.粉煤灰潜入河道底泥有明显阻渗效果，土壤水的稳定入渗率减小18.02%；由于其自身比重小，在水环境中不易下潜，且容易造成材料的大量流失和浪费，因此实践推广性较差。2.粘土潜入河道底泥有明显阻渗效果，土壤水的稳定入渗率减小11.82%；由于粘土的制备过程费时费力，不宜于大范围的推广应用。3.水泥潜入河道底泥有明显阻渗效果，土壤水的稳定入渗率减小22.85%。其购置简单经济，易于推广普及，经试验证明是经济性实用性兼备的理想的阻渗颗粒。4.玻璃砂潜入河道底泥无阻渗效果。因为玻璃砂本身的粒径大于底泥基质孔隙，达不到理想的下潜效果。（三）特细粒径物质潜入河渠基质的阻渗影响因素：1.水泥潜入水头、底泥土壤相对含水率、底泥质地、底泥容重、水泥颗粒的潜入与否、潜入水泥的方式及水泥潜入量都是影响阻渗作用的重要因素；2.水泥潜入水头影响：潜入水头越高，水泥潜入底泥的能力越强，对基质水的阻渗作用越强；3.底泥质地影响：底泥基质砂性越大基质水入渗能力越强，土壤壤性越高基质水入渗能力越小，随着底泥基质由轻到重，水泥潜入底泥的阻渗作用越小；4.底泥容重影响：随这底泥基质容重的增大，水泥潜入底泥的能力变弱，水泥潜入底泥的阻渗作用减小；5.水泥潜入方式影响：提前12h施加水泥溶液比即时施加水泥溶液的方式有更好的阻渗作用；6.潜入水泥量影响：施加的水泥量与基质水入渗能力在一定范围内成负相关关系，在0kg/m2到3kg/m2水泥量范围内，随着水泥量的增大，水泥潜入底泥的阻渗作用增大。（四）水泥潜入底泥对污水中养分元素的阻截作用：1.水泥潜入河道底泥对污水中硝态氮的阻截率提高54.9%、64.4%、46.9%，但由于硝态氮的淋滤主导作用，实际效果并不理想；2.水泥潜入河道底泥对污水中铵态氮的阻截率达95.47%、98.87%、83.71%；3.水泥潜入河道底泥对污水中磷素的阻截率达71.9%、66.4%、71.2%；其作用收到基质中有机质含量的影响，有机质含量越高，阻截作用越小。4.水泥潜入河道底泥对污水中钾素的阻截率达74.4%、68.5%、58.2%；5.水泥潜入河道底泥对污水中COD阻截率达到了59.7%、61.1%、57.3%；对BOD的阻截率达到53.51%、52.02%、54.19%；阻截作用收到底泥基质中有机质含量的影响，有机质含量越高，该措施对污水中COD、BOD的阻截效果越不明显。水泥潜入河道底泥基质的措施对污水中的营养元素的阻截效果明显，能够有效的防治地下水受养分元素的污染。该技术的提出为汾河流域地下水域的保护和治理提供理论基础和实践参考。由于室内试验的局限性，试验结论与现实实践中一定存在差异，还需后者进行进一步的野外实践验证试验。
二、污水淋滤模拟试验氮转化迁移分析及D_(sh)(θ)的估计（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、污水淋滤模拟试验氮转化迁移分析及D_(sh)(θ)的估计（论文提纲范文）
（1）金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 矿山开采引起的环境污染 |
| 2.1.1 金属矿山开采及尾矿 |
| 2.1.2 尾矿的环境危害 |
| 2.1.3 废弃尾矿库的生态恢复 |
| 2.2 铅锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.1 铅同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.2 锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.3 矿山环境微生态研究 |
| 2.3.1 矿山环境微生物群落结构及多样性 |
| 2.3.2 组学技术分析环境微生物潜在功能活性 |
| 2.3.3 植物-微生物的相互作用 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 研究区域背景介绍 |
| 3.1.2 铁尾矿库自然定居植物 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 样品的采集及预处理 |
| 3.4.2 化学前处理 |
| 3.4.3 环境因子分析测定 |
| 3.4.4 铅同位素分析测试 |
| 3.4.5 锌同位素分析测试 |
| 3.4.6 土壤肥力评价方法 |
| 3.4.7 重金属污染评价方法 |
| 3.4.8 微区X射线荧光分析 |
| 3.4.9 DNA提取与检测 |
| 3.4.10 高通量测序及宏基因测序 |
| 3.4.11 代谢物分析测试及数据预处理 |
| 3.4.12 数值计算及统计分析 |
| 3.5 实验试剂及设备 |
| 3.5.1 实验试剂及试剂盒 |
| 3.5.2 实验设备 |
| 4 土壤-植物重金属污染特征 |
| 4.1 采样区详情 |
| 4.2 表层土壤及尾矿重金属含量分布特征 |
| 4.2.1 土壤及尾矿理化性质及肥力 |
| 4.2.2 重金属含量分布特征 |
| 4.2.3 重金属含量相关性分析 |
| 4.2.4 重金属污染评价 |
| 4.3 琉璃河沿岸植物重金属含量分布 |
| 4.3.1 植物元素重金属空间分布特征 |
| 4.3.2 植物根/茎/叶重金属含量分布特征 |
| 4.4 重金属在土壤-猪毛菜体系中的迁移机制 |
| 4.4.1 土壤-猪毛菜体系重金属迁移特征 |
| 4.4.2 土壤-猪毛菜体系重金属含量相关性分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 土壤-猪毛菜体系铅锌同位素特征 |
| 5.1 表层土壤及尾矿铅同位素特征 |
| 5.1.1 土壤及铁尾矿的铅同位素组成 |
| 5.1.2 表层土壤重金属污染源解析 |
| 5.2 猪毛菜体系铅同位素特征 |
| 5.2.1 猪毛菜铅同位素特征值 |
| 5.2.2 植物(猪毛菜)污染源解析 |
| 5.3 土壤-猪毛菜体系锌同位素特征 |
| 5.3.1 土壤-猪毛菜体系锌同位素组成及分馏特征 |
| 5.3.2 锌同位素在矿山环境中溯源的可行性 |
| 5.4 小结 |
| 6 尾矿土壤-猪毛菜微生物群落结构研究 |
| 6.1 微生物群落结构 |
| 6.1.1 Alpha多样性指数分析 |
| 6.1.2 Beta多样性分析 |
| 6.1.3 群落组成分析 |
| 6.2 物种差异分析及功能物种比较 |
| 6.2.1 细菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.2 真菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.3 功能物种比较分析 |
| 6.3 物种共现网络分析 |
| 6.3.1 共现网络拓扑特征分析 |
| 6.3.2 功能物种及关键物种分析 |
| 6.4 环境因子关联分析 |
| 6.4.1 环境因子与群落多样性 |
| 6.4.2 环境因子与群落组成分析 |
| 6.4.3 环境因子与功能物种关联分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 尾矿土壤根际微生物-猪毛菜相互作用机理研究 |
| 7.1 根际微生物功能基因 |
| 7.1.1 固碳途径 |
| 7.1.2 氮循环 |
| 7.1.3 磷循环 |
| 7.1.4 重金属抗性基因 |
| 7.2 猪毛菜生长过程根系分泌物的演变 |
| 7.2.1 根系分泌物组成与HMDB分类 |
| 7.2.2 KEGG化合物分类与功能通路 |
| 7.2.3 不同生长阶段差异代谢物的筛选与聚类 |
| 7.3 根际微生物-猪毛菜相互作用 |
| 7.4 小结 |
| 8 总结 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）水土环境中氮素迁移转化分布式模型（SWAN-N）的开发研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及选题意义 |
| 1.2 国内外研究进展及存在问题 |
| 1.2.1 水土环境中氮素迁移转化规律 |
| 1.2.2 水土环境中氮素模拟模型 |
| 1.3 主要研究目的 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 1.7 本章小结 |
| 第2章 水土环境中氮素迁移转化过程及概念模型构建 |
| 2.1 物理运移机制 |
| 2.1.1 对流运移 |
| 2.1.2 水动力弥散 |
| 2.2 化学转化过程 |
| 2.2.1 土壤环境 |
| 2.2.2 地下水环境 |
| 2.2.3 河流环境 |
| 2.3 概念模型构建 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 SLIM水文模型与分布式模型参数率定方案 |
| 3.1 SLIM水文模型结构和特点 |
| 3.2 SLIM水文模型原理 |
| 3.2.1 土壤水计算 |
| 3.2.2 蒸散发计算 |
| 3.2.3 产流计算 |
| 3.2.4 汇流计算 |
| 3.3 分布式模型参数率定方案 |
| 3.3.1 模型初步校准 |
| 3.3.2 关键参数识别 |
| 3.3.3 参数合理取值空间确定 |
| 3.3.4 模型参数优化 |
| 3.3.5 模型精度评价 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氮素迁移转化过程与水文过程耦合机制 |
| 4.1 基于SLIM水文过程的氮素迁移转化概念模型 |
| 4.2 化学转化过程对氮素运移的影响 |
| 4.3 源汇过程对氮素运移的影响 |
| 4.4 氮素迁移转化与水文过程耦合数学模型 |
| 4.4.1 氮素在土壤中迁移转化的基本方程 |
| 4.4.2 氮素在地下水中迁移转化的基本方程 |
| 4.4.3 氮素在河道中迁移转化的基本方程 |
| 4.5 氮素迁移转化的分布式模型(SWAN-N) |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 氮素迁移转化分布式模型(SWAN-N)程序开发 |
| 5.1 模型开发环境 |
| 5.2 程序结构和设计 |
| 5.2.1 整体结构 |
| 5.2.2 输入结构 |
| 5.2.3 输出结构 |
| 5.3 计算机程序 |
| 5.3.1 主程序 |
| 5.3.2 子程序 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 SWAN-N模型应用验证 |
| 6.1 Eden流域概况 |
| 6.1.1 自然地理概况 |
| 6.1.2 区域地质 |
| 6.1.3 区域水文地质 |
| 6.1.4 社会经济状况 |
| 6.1.5 氮污染研究现状 |
| 6.2 SWAN-N模型数据收集 |
| 6.2.1 DEM数据 |
| 6.2.2 土地利用数据 |
| 6.2.3 土壤类型 |
| 6.2.4 气象和水文数据 |
| 6.2.5 水质数据 |
| 6.2.6 数据处理方法 |
| 6.2.7 数据处理结果 |
| 6.3 Eden流域模型参数率定与验证 |
| 6.3.1 参数率定 |
| 6.3.2 模型验证 |
| 6.4 Eden流域模型计算结果及分析 |
| 6.4.1 流域内降雨和氮污染来源的时空分布特征 |
| 6.4.2 不同土地利用类型氮素迁移转化过程定量分析 |
| 6.4.3 氮淋失风险估算及空间分布特征 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 酸性矿山废水概述 |
| 1.1.1 酸性矿山废水的来源及特点 |
| 1.1.2 酸性矿山废水的危害 |
| 1.2 酸性矿山废水的预防和治理技术 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的预防措施 |
| 1.2.2 沉淀法 |
| 1.2.3 吸附法 |
| 1.2.4 离子交换法 |
| 1.2.5 膜分离技术 |
| 1.2.6 微生物法 |
| 1.2.7 人工湿地法 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究的目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 生活污水与酸矿废水混合的水质变化及机理 |
| 2.1 实验内容与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 主要的分析项目与分析方法 |
| 2.2 实验步骤 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 pH的变化 |
| 2.3.2 EC的变化 |
| 2.3.3 ORP的变化 |
| 2.3.4 COD和硫酸根的变化 |
| 2.3.5 重金属的变化 |
| 2.3.6 FTIR分析 |
| 2.3.7 SEM和EDS分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 青贮饲料和生活污水作为碳源对SRB的影响 |
| 3.1 实验内容与方法 |
| 3.1.1 实验仪器及试剂 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 pH的变化 |
| 3.3.2 ORP的变化 |
| 3.3.3 单一碳源下硫酸根的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 多单元连续共处理系统污染物去除效果 |
| 4.1 实验内容与方法 |
| 4.1.1 实验仪器及试剂 |
| 4.1.2 实验材料 |
| 4.1.3 多单元连续共处理系统的构建 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 各个单元出水pH、ORP的变化 |
| 4.3.2 各个单元出水和人工湿地各区域的DO的变化 |
| 4.3.3 各个单元出水重金属的变化 |
| 4.3.4 各个单元出水氨氮、硝态氮的变化 |
| 4.3.5 各个单元出水COD、TP的变化 |
| 4.3.6 各个单元出水SO_4~(2-)、VFSS中硫化物的变化 |
| 4.3.7 微生物群落分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）淋滤作用下延安治沟造地黄土崩解性与湿陷性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 淋滤试验研究现状 |
| 1.2.2 黄土崩解性研究现状 |
| 1.2.3 黄土湿陷变形研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 研究技术路线 |
| 第二章 研究区地质背景条件 |
| 2.1 研究区地理位置 |
| 2.2 气象水文条件 |
| 2.2.1 气象条件 |
| 2.2.2 水文条件 |
| 2.3 地质条件 |
| 2.3.1 地形地貌特征 |
| 2.3.2 地层岩性 |
| 2.3.3 地质构造与地震 |
| 第三章 原状黄土淋滤试验方案设计 |
| 3.1 土样制备 |
| 3.1.1 取样位置 |
| 3.1.2 取样过程 |
| 3.1.3 Q_3原状黄土物理力学性质及物质组成 |
| 3.2 室内淋滤试验设计 |
| 3.2.1 淋滤试验方案 |
| 3.2.2 淋滤装置及淋滤试验步骤 |
| 3.2.3 淋滤液水质分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 淋滤作用下黄土崩解性试验研究 |
| 4.1 崩解装置设计研制 |
| 4.1.1 传统崩解装置 |
| 4.1.2 其他学者采用的装置 |
| 4.1.3 本文改进的崩解装置 |
| 4.2 崩解试验方案设计 |
| 4.2.1 试验条件设定 |
| 4.2.2 原状黄土崩解指标分析 |
| 4.2.3 黄土崩解过程分析 |
| 4.3 淋滤作用下原状黄土崩解试验结果分析 |
| 4.3.1 淋滤对黄土崩解率的影响 |
| 4.3.2 淋滤对黄土崩解完成时间及崩解速率的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 淋滤作用下黄土湿陷特性试验研究 |
| 5.1 试验仪器及方法 |
| 5.1.1 试验仪器 |
| 5.1.2 试样制备 |
| 5.1.3 试验步骤 |
| 5.2 淋滤作用下黄土的压缩变形特征分析 |
| 5.2.1 不同淋滤工况下黄土压缩变形与压力(s-p)的关系分析 |
| 5.2.2 不同初始含水率下黄土压缩变形与压力(s-p)的关系 |
| 5.3 淋滤作用下黄土湿陷系数特征分析 |
| 5.3.1 不同淋滤工况下湿陷系数与压力(δs-p)的关系 |
| 5.3.2 不同初始含水率下湿陷系数与压力(δs-p)的关系曲线分析 |
| 5.3.3 不同压力下湿陷系数与淋滤工况之间的关系 |
| 5.3.4 不同压力下湿陷系数与初始含水率之间的关系 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 淋滤作用下黄土微观结构特征分析 |
| 6.1 仪器设备及试样制备 |
| 6.1.1 扫描电镜设备 |
| 6.1.2 试样制备 |
| 6.2 微观图像分析技术 |
| 6.2.1 确定观察位置 |
| 6.2.2 放大倍数的选择及图像处理 |
| 6.2.3 试验方案 |
| 6.3 淋滤作用下黄土的微观结构定性分析 |
| 6.3.1 不同淋滤工况下黄土微结构特征 |
| 6.3.2 不同淋滤工况下浸水湿陷后的黄土微观特征 |
| 6.4 淋滤作用下黄土的微观结构定量分析 |
| 6.4.1 不同淋滤工况下黄土的微观结构特征 |
| 6.4.2 不同淋滤工况下浸水湿陷后黄土的微观结构特征 |
| 6.5 淋滤作用下黄土微观结构与崩解性及湿陷性之间的关系 |
| 6.5.1 灰色关联分析原理 |
| 6.5.2 黄土微观结构参数与崩解性及湿陷性的关系分析 |
| 6.5.3 淋滤作用下黄土崩解性及湿陷机理 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）赣南桃江稀土矿区流域水系泥沙迁移和氨氮污染演化规律（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 学术热点——河流水环境变化研究 |
| 1.1.2 稀土开采与河流水环境的矛盾 |
| 1.1.3 稀土矿区河流水环境变化分析的紧迫性及现实意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外河流水沙变化的相关研究 |
| 1.2.2 气候变化因素对河流水环境的影响研究 |
| 1.2.3 人类活动因素对河流水环境的影响研究 |
| 1.2.4 河流水环境影响的归因分析方法 |
| 1.3 研究方案和主要内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 1.3.5 本文各章主要内容 |
| 第二章 研究区概况和数据获取 |
| 2.1 桃江流域自然地理特征 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 水文气象 |
| 2.1.3 地质地貌 |
| 2.1.4 土壤植被 |
| 2.2 桃江流域稀土开采历史 |
| 2.2.1 池浸/堆浸开采方式 |
| 2.2.2 原地浸矿开采方式 |
| 2.3 桃江流域土地利用变化 |
| 2.3.1 遥感数据源介绍 |
| 2.3.2 土地利用分类及变化趋势 |
| 2.4 水文气象观测资料的获取 |
| 2.4.1 水文资料的获取 |
| 2.4.2 气象资料的获取 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 桃江流域水文气象要素变化特征分析 |
| 3.1 水文气象要素变化统计方法 |
| 3.1.1 趋势分析方法 |
| 3.1.2 突变点分析方法 |
| 3.2 桃江流域水沙变化分析 |
| 3.2.1 径流量变化 |
| 3.2.2 泥沙量变化 |
| 3.3 桃江流域气象变化分析 |
| 3.3.1 降水量变化 |
| 3.3.2 气温变化 |
| 3.3.3 潜在蒸发量变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 桃江流域干流的水沙变化归因分析 |
| 4.1 桃江流域SWAT模型构建 |
| 4.1.1 模型基本原理 |
| 4.1.2 数据库处理 |
| 4.1.3 模型率定、验证、敏感性分析 |
| 4.2 气候变化与人类活动的水沙变化 |
| 4.1.1 气候变化与人类活动概况 |
| 4.1.2 情景设计 |
| 4.1.3 气候变化与人类活动的水沙变化归因分析 |
| 4.3 不同稀土开采方式的水沙变化 |
| 4.3.1 情景设计 |
| 4.3.2 不同稀土开采方式的水沙变化 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 桃江流域支流的水沙变化及氨氮污染归因分析 |
| 5.1 矿区小流域基本概况 |
| 5.1.1 池浸/堆浸小流域基本概况 |
| 5.1.2 原地浸矿小流域基本概况 |
| 5.2 氨氮源强确定 |
| 5.2.1 源强确定方法 |
| 5.2.2 源强确定结果 |
| 5.3 矿区小流域水沙变化及氨氮污染的贡献率 |
| 5.3.1 池浸/堆浸小流域的水沙变化及氨氮污染的贡献率 |
| 5.3.2 原地浸矿小流域的水沙变化及氨氮污染的贡献率 |
| 5.4 矿区小流域生态修复效果预测 |
| 5.4.1 池浸/堆浸小流域生态修复效果预测 |
| 5.4.2 原地浸矿小流域生态修复效果预测 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 稀土开采对河流水环境影响途径分析 |
| 6.1 稀土开采方式对水环境影响途径分析 |
| 6.1.1 池浸/堆浸方式对水环境影响途径分析 |
| 6.1.2 原地浸矿方式对水环境影响途径分析 |
| 6.2 原地浸矿氨氮污染地下水迁移扩散过程 |
| 6.2.1 地下水模型构建 |
| 6.2.2 源强输入与情景设计 |
| 6.2.3 氨氮污染迁移扩散过程 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状与趋势 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.4 主要创新点 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 交通与位置 |
| 2.2 自然地理与社会经济 |
| 2.3 区域地质与水文地质条件 |
| 2.4 研究区污染源分布概况 |
| 第3章 样品采集与数据获取 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 样品测试 |
| 3.3 数据来源 |
| 第4章 土地利用与地下水开发利用 |
| 4.1 土地利用 |
| 4.2 地下水开发利用 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 地下水硝酸盐时空变化及影响因素 |
| 5.1 典型区地下水硝酸盐的变化特征 |
| 5.2 典型剖面地下水硝酸盐的变化特征 |
| 5.3 地下水硝酸盐的时空变化特征 |
| 5.4 影响地下水硝酸盐分布变化的主要因素分析 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 地下水年龄与硝酸盐输入时间序列 |
| 6.1 地下水年龄测定 |
| 6.2 地下水年龄分布特征 |
| 6.3 硝酸盐输入时间序列构建 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 地下水硝酸盐来源及其变化解析 |
| 7.1 同位素源解析方法原理 |
| 7.2 不同土地利用条件下地下水硝酸盐源及其变化解析 |
| 7.3 地下水硝酸盐污染来源贡献率解析 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 地下水硝酸盐污染演变机制与污染防控对策 |
| 8.1 地下水硝酸盐输入的演变过程及驱动机制 |
| 8.2 地下水硝酸盐污染源演化的概念模式 |
| 8.3 地下水硝酸盐污染防控对策 |
| 8.4 小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 研究结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（7）基于内源释放实验及HSPF-WASP耦合模型分析环境因子对河流水质的影响（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 国内外研究进展 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.5 所解决的关键问题 |
| 第二章 沉积物内源释放机理实验研究 |
| 2.1 内源释放机理 |
| 2.2 沉积物采集 |
| 2.3 水样的采集 |
| 2.4 样品的检测与分析方法 |
| 2.5 不同条件下的实验研究 |
| 2.6 不同实验条件下沉积物内源释放通量计算 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 流域非点源污染模型的构建 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 流域水文水质模型构建 |
| 3.3 模型校准与验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 流域河流水质模型的构建 |
| 4.1 WASP模型原理概况 |
| 4.2 模型基础数据准备 |
| 4.3 模型参数需求与输入 |
| 4.4 模型参数率定 |
| 4.5 模型结果验证 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 环境因子对河流水质影响的情景预测 |
| 5.1 气温和水温对河流水质的影响 |
| 5.2 上游来流量对河流水质的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 河流污染源强定量分析 |
| 6.1 非点源污染与河流水质定量分析 |
| 6.2 污染源强计算 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 论文的主要创新点 |
| 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）低品位氧化锰矿生物沥浸制备富锰低铁浸出液：工艺和机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 锰的概述 |
| 1.1.1 锰元素 |
| 1.1.2 锰的用途 |
| 1.1.3 锰矿资源 |
| 1.2 锰矿的开采与利用现状 |
| 1.3 氧化锰矿的还原浸出现状 |
| 1.3.1 氧化锰矿的种类 |
| 1.3.2 现有氧化锰矿还原浸出方法及存在问题 |
| 1.4 氧化锰矿的生物还原浸提技术研究及进展 |
| 1.4.1 锰的生物还原浸提菌种属 |
| 1.4.2 锰矿中锰的生物还原浸提机理 |
| 1.4.3 影响锰矿生物还原浸提的因素 |
| 1.5 课题的提出及研究意义 |
| 1.6 研究内容和基本框架 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 供试氧化锰矿矿物组成、结构及其特性分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试氧化锰矿的来源 |
| 2.1.2 氧化锰矿的组成及理化性质分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 锰矿的化学元素组成及含量分析 |
| 2.2.2 锰矿中锰形态、价态及含量分析 |
| 2.2.3 锰矿的XRD、SEM和 TEM分析 |
| 2.2.4 锰矿的FTIR和 TG-DTA分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 用于生物沥浸技术处理的高硅低品位软锰矿预处理方式的筛选 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试软锰矿的来源、组成和性质 |
| 3.1.2 几种常见矿石(物)预处理方法 |
| 3.1.3 低品位软锰矿生物沥浸实验方法 |
| 3.1.4 实验仪器及条件 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 锰矿生物沥浸中细菌浓度的变化 |
| 3.2.2 不同预处理锰矿中锰的浸出效能 |
| 3.2.3 锰矿生物沥浸中锰的溶释动力学 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 以废电解锰阳极液作为氮源和除铁剂的混菌沥浸软锰矿的工艺 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验用软锰矿和废阳极液 |
| 4.1.2 淋滤细菌及其驯化和培养 |
| 4.1.3 添加WEMA对淋滤细菌生长和活性的影响 |
| 4.1.4 添加WEMA后锰浸出及铁去除工艺的优化 |
| 4.1.5 锰的生物还原溶释及铁的去除行为和机理 |
| 4.1.6 实验仪器及条件 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 添加WEMA对淋滤细菌生长和活性的影响 |
| 4.2.2 影响锰浸出和铁去除的共同主要因子的筛选 |
| 4.2.3 共同主要影响因子取值范围及中心点的确定 |
| 4.2.4 共同主要影响因子及因子间交互作用的分析 |
| 4.2.5 WEMA参与的生物沥浸体系锰浸出及铁去除工艺条件的确定 |
| 4.2.6 WEMA参与的生物沥浸过程中锰的浸出及铁的去除行为分析 |
| 4.2.7 WEMA参与的生物沥浸过程中锰的还原溶释及铁的去除机理 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 嗜酸硫杆菌以硫磺为单一底物的低品软锰矿还原浸出工艺优选 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料的基本特征 |
| 5.1.2 淋滤细菌及其驯化和培养 |
| 5.1.3 锰矿生物沥浸体系的筛选 |
| 5.1.4 锰浸出的单因素影响实验 |
| 5.1.5 锰浸出工艺条件优化实验 |
| 5.1.6 实验仪器及条件 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 锰矿生物沥浸体系的筛选 |
| 5.2.2 硫磺浓度对锰溶出的影响 |
| 5.2.3 加热温度对锰溶出的影响 |
| 5.2.4 摇床转速对锰溶出的影响 |
| 5.2.5 沥浸时间对锰溶出的影响 |
| 5.2.6 正交实验优选锰浸出条件 |
| 5.2.7 低品锰矿锰溶释机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 好氧亚硝化细菌氧化铵氮中催化还原-酸溶低品软锰矿工艺初探 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试材料的组成和特征 |
| 6.1.2 亚硝化细菌筛选和培养 |
| 6.1.3 锰矿中锰还原-酸溶工艺 |
| 6.1.4 锰矿催化还原参数优化 |
| 6.1.5 锰矿催化还原机理分析 |
| 6.1.6 废阳极液参与的锰矿还原-酸溶实验 |
| 6.1.7 实验仪器及条件 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 化学还原与生物还原对比 |
| 6.2.2 锰矿催化还原参数优化 |
| 6.2.3 锰矿催化还原行为及机理 |
| 6.2.4 锰矿催化还原溶出动力学 |
| 6.2.5 废阳极液为氮源能源的锰生物还原-酸溶出 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 毒性硝化棉酸性废水还原浸出低品位软锰矿的工艺优化及机理 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 锰矿和NAW来源 |
| 7.1.2 锰矿浸出实验方法 |
| 7.1.3 实验仪器及条件 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 锰矿用量的影响 |
| 7.2.2 锰矿粒径的影响 |
| 7.2.3 硫酸用量的影响 |
| 7.2.4 反应温度的影响 |
| 7.2.5 摇床转速的影响 |
| 7.2.6 反应时间的影响 |
| 7.2.7 锰溶释机理分析 |
| 7.2.8 锰的浸出与残留TOC之间的关系 |
| 7.3 本章小结 |
| 第8章 利用低品位软锰矿生物/化学浸出液制备电解金属锰可行性研究 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.1.1 浸出液组成性质 |
| 8.1.2 浸出液的预处理 |
| 8.1.3 制备电解金属锰 |
| 8.1.4 实验试剂与仪器 |
| 8.2 结果与讨论 |
| 8.2.1 电解金属锰的形貌 |
| 8.2.2 电解金属锰产生量 |
| 8.2.3 电解金属锰的品质 |
| 8.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表论文与研究成果清单 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）不同粒径胶体吸附态铵迁移—滞留的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水中胶体态污染物迁移的研究现状 |
| 1.2.2 土壤溶质运移模型的研究现状 |
| 1.3 研究目的和研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 论文方法与技术路线 |
| 1.5 论文创新点 |
| 2 不同粒径胶体临界絮凝铵氮浓度的研究 |
| 2.1 土壤胶体的制备 |
| 2.1.1 不同粒径胶体的提取 |
| 2.1.2 胶体含量的测定 |
| 2.1.3 胶体浓度-浊度标准曲线的绘制 |
| 2.1.4 胶体粒径和动电性质的测定 |
| 2.2 不同粒径胶体临界絮凝铵氮浓度研究 |
| 2.2.1 研究目的 |
| 2.2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.3 结果与讨论 |
| 3 不同粒径胶体下不同形态铵迁移-放规律及数值模拟 |
| 3.1 试验目的 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验装置及方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 阻滞系数与阻释系数 |
| 3.3.2 不同粒径胶体条件下不同形态铵的迁移-释放规律 |
| 3.3.3 不同粒径胶体条件下不同形态铵的迁移滞留规律 |
| 3.3.4 不同粒径胶体条件下出水胶体动电性质变化特征 |
| 3.4 不同粒径胶体条件下铵氮运移的数值模拟 |
| 3.4.1 胶体影响下污染物在土壤中运移的基本机理 |
| 3.4.2 土壤溶质运移模型简介 |
| 3.4.3 CFITIM模拟程序介绍 |
| 3.4.4 模拟结果与讨论 |
| 3.5 不同粒径胶体条件下铵氮运移的机理探讨 |
| 3.6 小结 |
| 4 不同pH条件下不同形态铵迁移-释放规律及数值模拟 |
| 4.1 试验目的 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验装置与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 阻滞系数与阻释系数 |
| 4.3.2 不同pH条件下不同形态铵的迁移-释放规律 |
| 4.3.3 不同pH条件下不同形态铵的迁移滞留规律 |
| 4.3.4 不同pH条件下出水胶体动电性质变化特征 |
| 4.4 不同pH条件下铵氮运移的数值模拟 |
| 4.4.1 不同pH条件下无胶体铵氮运移的模拟结果与讨论 |
| 4.4.2 不同pH胶体作用下铵氮运移的模拟结果与讨论 |
| 4.5 不同pH条件下铵氮运移的机理探讨 |
| 4.6 小结 |
| 5 绪论 |
| 6 展望 |
| 7 参考文献 |
| 8 攻读硕士期间发表论文情况 |
| 9 致谢 |
（10）水泥潜入河床底泥对地下水养分污染阻截作用的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 土壤水分减渗研究的进展 |
| 1.2.2 地下水污染防治的研究进展 |
| 1.2.3 地下水养分污染防治研究进展 |
| 1.3 存在的问题 |
| 1.4 研究目标、内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 特细颗粒物质潜入底泥阻渗试验 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试底泥 |
| 2.1.2 特细颗粒材料 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.2 试验设备与仪器 |
| 2.2.1 入渗试验设备 |
| 2.2.2 化学分析仪器 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 河床底泥、潜入材料颗粒分析方法 |
| 2.3.2 室内入渗试验方法 |
| 2.3.3 特细颗粒潜入方法 |
| 2.3.4 化学分析方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 潜入河床底泥特细颗粒分析筛选试验 |
| 2.4.2 选定特细颗粒潜入条件下阻渗效果影响因素系列试验 |
| 2.4.3 特细颗粒潜入对养分元素的截流效果试验 |
| 第三章 特细颗粒物质潜入底泥的阻渗作用与效果 |
| 3.1 细颗粒物质潜入条件底泥的水分入渗过程 |
| 3.1.1 特细颗粒潜入下的水分入渗率曲线的变化 |
| 3.1.2 特细颗粒潜入下的水分累积入渗量曲线的变化 |
| 3.2 细颗粒物质潜入阻渗机理分析 |
| 3.3 特细颗粒物质潜入条件下基质淤泥入渗模型 |
| 3.3.1 无潜入条件下基质淤泥入渗模型 |
| 3.3.2 特细颗粒物质潜入条件下基质淤泥入渗模型 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 基于阻渗效果的特细颗粒物质筛选分析 |
| 4.1 粉煤灰潜入河道底泥中的阻渗作用 |
| 4.2 粘土潜入河道底泥中的阻渗作用 |
| 4.3 水泥潜入河道底泥中的阻渗作用 |
| 4.4 玻璃砂潜入河道底泥中的阻渗作用 |
| 4.5 基于减渗作用的特细颗粒材料的筛选 |
| 第五章 影响阻渗效果的主要因素 |
| 5.1 入渗水头对阻渗效果的影响 |
| 5.2 底泥容重对阻渗效果的影响 |
| 5.3 底泥质地对阻渗效果的影响 |
| 5.4 水泥潜入方式对阻渗效果的影响 |
| 5.5 水泥添加量对阻渗效果的影响 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 水泥潜入底泥对污水中养分元素的阻截作用 |
| 6.1 河道底泥中养分的二重性 |
| 6.2 水泥潜入底泥对污水中硝态氮的阻截作用 |
| 6.3 水泥潜入底泥对污水中铵态氮的阻截作用 |
| 6.4 水泥潜入底泥对污水中磷素的阻截作用 |
| 6.5 水泥潜入底泥对污水中钾素的阻截作用 |
| 6.6 水泥潜入底泥对污水中 COD、BOD 的阻截作用 |
| 6.7 小结 |
| 第七章 汾河河道养分污染物的运移特性研究 |
| 7.1 溶质运移的对流扩散理论 |
| 7.2 汾河河道养分污染物的运移特性探究 |
| 第八章 结语 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间获得的成果 |
| 一、参与的课题项目 |
| 二、发表的论文 |
四、污水淋滤模拟试验氮转化迁移分析及D_(sh)(θ)的估计（论文参考文献）
- [1]金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制[D]. 张怡悦. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]水土环境中氮素迁移转化分布式模型（SWAN-N）的开发研究[D]. 鲍珊珊. 吉林大学, 2021
- [3]基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征[D]. 吕琦. 济南大学, 2021
- [4]淋滤作用下延安治沟造地黄土崩解性与湿陷性研究[D]. 刘孟辉. 长安大学, 2021
- [5]赣南桃江稀土矿区流域水系泥沙迁移和氨氮污染演化规律[D]. 梁健. 江西理工大学, 2021
- [6]联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变[D]. 张英. 中国地质大学(北京), 2020
- [7]基于内源释放实验及HSPF-WASP耦合模型分析环境因子对河流水质的影响[D]. 朱丹彤. 华南理工大学, 2019(06)
- [8]低品位氧化锰矿生物沥浸制备富锰低铁浸出液：工艺和机制[D]. 张永涛. 北京理工大学, 2017(06)
- [9]不同粒径胶体吸附态铵迁移—滞留的机制研究[D]. 王烨. 天津科技大学, 2016(06)
- [10]水泥潜入河床底泥对地下水养分污染阻截作用的研究[D]. 周长胜. 太原理工大学, 2015(09)