一、人工复合生态床的除污性能及流态（论文文献综述）
邢芳芳[1]（2020）在《复合垂直流人工湿地设计与污染物去除效果研究》文中研究表明人工湿地是二十世纪七十年代兴起的一种污水处理技术,应用越来越广泛化,逐渐成为水污染治理的常用技术之一。复合垂直流人工湿地（IVCW）作为一种新型的污水处理方式,其基础建设投资低、运行操作简单、对有机物及营养元素氮、磷等污染物的去除效果显着,但实际运行中易发生基质堵塞,表面积水,运行方式较单一等问题。为对复合垂直流人工湿地进行改进并提高其污染物净化效果,本研究设计出一种新型复合垂直流人工湿地模拟装置,通过实验得出最佳水力负荷及最佳水流方式。并在此基础上,进行了复合垂直流人工湿地运行效果研究,研究结果可以为复合垂直流人工湿地改进及应用提供技术支持,因此具有一定的现实意义。在现有的人工湿地研究和实验的基础上,优化设计了一种新型复合垂直流人工湿地模拟装置。该装置通过改变进出水孔的位置,可以实现多种类型人工湿地的变化或组合,在一个实验装置中实现复合垂直流人工湿地的功能。实验研究表明复合垂直流人工湿地模拟装置的最佳水力负荷为0.36 m3·（m2·d）-1,最佳水流方式为UVCW（垂直上行式）,运行效果良好。不同植物组合下、不同进水污染负荷下,对污水中的污染物均具有较好的去除能力。在实验期间模拟装置未出现基质堵塞,表面积水严重等问题。复合垂直流人工湿地在水力负荷为0.36 m3·（m2·d）-1,水流方式为UVCW（垂直上行式）时,不同植物的组合种植对人工湿地污染物去除效果的影响不同。进水的TN、TP、NH3-N、COD浓度分别为15 mg/L、0.5 mg/L、5 mg/L、50 mg/L时,挺水+浮水+沉水植物组合的人工湿地对COD、TP和NH3-N去除率分别能达到87.7%、80.0%、77.4%,挺水+挺水+浮水植物组合的人工湿地的TN去除率较高,能达到85.7%;同样水力条件下,人工湿地进水的COD、NH3-N、TN、TP浓度分别为100 mg/L、10 mg/L、30 mg/L、1 mg/L时,四种污染物的去除率最高,分别能达到82.5%、73.0%、80.3%、74.0%,其中出水的COD和TP浓度对应低于《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）中所规定的Ⅲ和Ⅳ类标准限值,出水NH3-N浓度接近Ⅴ类标准。
王瑶瑶[2]（2020）在《氧化石墨烯对人工湿地生态系统除污性能影响研究》文中研究表明随着氧化石墨烯（Graphene oxide,GO）产品的量产化,GO将不可避免地在其生命周期内被释放到生态环境中。GO暴露对污水生物处理系统除污性能、微生物群落结构、基质关键酶活性以及植物生理特性等的不良影响已被证实。人工湿地作为一种具有经济效益的高效废水生态处理技术,不仅需要处理常规污染物（有机物、氮、磷等）,还需要具备处理废水中不断涌现的人造污染物的潜力,如纳米污染物（GO、纳米银、纳米二氧化钛等）。据报道,石墨烯基纳米材料的环境背景浓度已达到ug/L水平,然而关于GO暴露对人工湿地污水生态处理系统造成的潜在影响仍未可知。因此,本文选取黄菖蒲潮汐流人工湿地为研究对象,进行了为期120天的试验研究,探明了GO暴露对人工湿地生态系统除污性能的影响,分析了湿地系统对GO的去除潜力,取得的主要结果如下:研究考察两种浓度（0.5mg/L和5mg/L）GO暴露对潮汐流人工湿地除污效果的影响以及湿地对GO的去除效果。结果发现,GO暴露对各组污染物去除的影响存在差异。湿地COD去除效果在GO暴露下无明显变化。而湿地NH4+-N、TN、TP去除效果相较于对照组有显着降低（p<0.05）:0.5mg/L GO试验组NH4+-N、TN、TP去除率分别为对照组的92.20%、91.36%、98.99%;5mg/L GO试验组NH4+-N、TN、TP去除率分别为对照组的92.82%、86.94%、99.22%。此外,GO投加初期（0-30天）,湿地NH4+-N、TN、TP去除受抑制程度显着（p<0.05）,尤其是高浓度5mg/L GO试验组。对于湿地氮转化过程,湿地NO2--N和NO3--N的转化均受到GO暴露影响,各组湿地出水中氮的质量浓度以NO3--N为主;对于磷去除,湿地对溶解性正磷酸盐（SOP）去除效果也受到GO暴露的抑制,各组湿地出水中的磷形态以SOP为主。另一方面,湿地对GO具有高效的去除潜力:高浓度5mg/L GO连续暴露120天,潮汐流人工湿地对GO的去除率超过90%。研究考察两种浓度（0.5mg/L和5mg/L）GO暴露对湿地基质酶活性的影响。研究发现,基质酶活性是湿地生态系统除污性能的决定性因素之一。GO暴露120天,基质脱氢酶、β-葡萄糖苷酶、芳基硫酸酯酶活性均未受到显着影响（p>0.05）。脲酶活性在0.5mg/L GO暴露下未受到影响,但在5mg/L GO暴露初期（0-30天）即出现显着升高（p<0.05）,且该刺激效应在120天的GO暴露期间持续存在,其平均活性为对照组脲酶活性的260.27%（p<0.05）。同时,磷酸酶活性在GO暴露下也出现显着提高（p<0.05）,尤其是在5mg/L GO暴露下,其平均活性为对照组磷酸酶活性的350.78%。另一方面,湿地硝化和反硝化进程中的关键酶:氨单加氧酶和硝酸盐还原酶,其活性均受到GO暴露的抑制,尤其是氨单加氧酶受抑制显着（p<0.05）。在0.5mg/L和5mg/L GO暴露下,氨单加氧酶活性分别在第30-60天和第0-30天显着低于对照组（p<0.05）,分别为对照组的47.89%、51.36%,且与水质NH4+-N去除效果相吻合。研究考察两种浓度（0.5mg/L和5mg/L）GO暴露对湿地植物—黄菖蒲（Iris pseudacorus）抗氧化系统和光合作用的影响。结果发现,GO暴露后,黄菖蒲产生不同程度的氧化应激反应,诱导植物体内抗氧化系统表达。其中,超氧化物歧化酶（Superoxide dismutase,SOD）和过氧化物酶（Peroxidase,POD）活性显着上升（p<0.05）,而过氧化氢酶（Catalase,CAT）活性有所下降。在抗氧化酶系统中,SOD作为第一道防线,在0.5mg/L和5mg/L GO暴露下,其活性分别为对照组的105.22%、112.44%。可见,高浓度5mg/L GO试验组SOD活性受诱导程度更为显着。同时,POD和CAT协同参与去除植物体内H2O2,且以POD的作用为主。此外,GO暴露组黄菖蒲叶片中丙二醛（Malondialdehyde,MDA）含量显着高于对照组（p<0.05）,过剩的活性氧（Reactive oxygen species,ROS）对植物细胞膜造成了损伤,膜脂质过氧化程度明显增大,黄菖蒲组织自我防御能力降低。黄菖蒲叶片中叶绿素含量下降表明植物光合作用受到影响,黄菖蒲叶片中的叶绿素主要以叶绿素a为主,占比约70%～75%,其受抑制程度略高于叶绿素b。
姚燃,刘锋,吴露,蒋倩文,徐娟,罗沛,吴金水[3]（2018）在《三级绿狐尾藻表面流人工湿地对养殖废水处理效应研究》文中指出提高人工湿地对养殖废水的处理效果是当前人工湿地需要解决的重要问题。本文以绿狐尾藻（Myriophyllum aquaticum Gaudich）为湿地植物,在野外构建三级表面流人工湿地,以高污染养猪废水为处理对象,分析废水中铵态氮（NH4+-N）、总氮（TN）、总磷（TP）和化学需氧量（COD）在人工湿地中的去除效应,并解析它们与水体温度、溶解氧（DO）、p H和氧化还原电位（Eh）等指标的关联性。结果表明,绿狐尾藻人工湿地对NH4+-N、TN、TP和COD平均去除率分别为88.3%、86.4%、76.3%和82.3%,出水平均浓度分别为45、86、14和188 mg/L。人工湿地进水负荷与人工湿地去除负荷呈显着的正相关关系（R2≥0.80,P<0.01）,去除负荷随进水负荷增加而增加。根据Pearson相关分析,人工湿地对NH4+-N、TN、TP的去除率与水体DO、Eh和温度有显着相关性（P<0.01）,而对COD的去除率仅与温度存在显着的相关关系（P<0.05）,说明人工湿地对不同污染物的去除机制存在差异。主成分分析发现水体温度是人工湿地对NH4+-N、TN、COD去除的主要影响因素,水体Eh对人工湿地去除TP的关联性最大。这对改善人工湿地对污染物的去除效应至关重要。
柳登发[4]（2015）在《人工湿地非稳态条件下水力停留时间分布规律研究与模拟》文中研究说明随着点源污染控制水平的提高,非点源污染这一水环境问题逐渐凸显。人工湿地以其良好的处理效果、较低的运行管理成本、能随机间歇运行、抗冲击负荷能力强等特点,在城市和农业径流等面源污染控制中逐渐得到了人们的关注。传统的污水处理理论通常建立在连续流进水、且水量相对恒定的稳态条件的基础上,使得现有的理论、参数、模型在解释、描述、模拟非稳态湿地的除污效能时表现出明显的不足,阻碍了人工湿地技术由稳态污水处理领域向非稳态领域的扩展,其中非稳态条件下最为突出的污水处理问题有非点源污染控制中的农业和城市径流的处理。因此,研究非稳态条件下人工湿地内的水流规律及其对处理效果的影响,对人工湿地技术的进一步发展和应用,尤其是在非点源污染控制领域的应用具有重要现实意义。论文以水平折流湿地和竖向折流湿地为例,通过基于时间轴的多点示踪剂试验,获得了人工湿地非稳态过程中的水力停留时间分布组（RTDs）,与稳态水力停留时间分布对比,分析了非稳态过程中湿地内的水流特征及其变化规律,建立了非稳态下人工湿地的停留时间分布模型。研究结果表明,在进水流量恒定的稳态条件下,水平折流和竖向折流人工湿地水力停留时间分布RTD随HRT变化的规律相似,浓度峰值时间pt、最短停留时间mint、实际平均停留时间meant和RTD方差?2均随HRT的增大而增大。竖向折流湿地RTD方差2?大于水平折流湿地,其系统内纵向混合、扩散现象比水平折流湿地更为明显。两种湿地的有效体积比有效体积比e值均大于1,相同HRT下,水平折流人工湿地水力效率高于竖向折流湿地。非稳态冲击负荷下,原始RTD浓度曲线具有不稳定性,与稳态情况相比,在水力冲击前和水力冲击中,入流液体的平均停留时间meant缩短,出流峰值提前,但液体在湿地内部的纵向混合效应却相应减弱,RTD方差2?减小。用基于出水流量的无量纲时间变量?归一化处理后的停留时间分布对非稳态的水力冲击负荷并不敏感,其RTD浓度曲线C’???在整个非稳态过程中相对稳定,具有与稳态情况非常相似的倾斜度、峰值时间、重心位置,表明人工湿地自身存在独立于流量变化之外的一种较为稳定的特征水流规律,该规律可用归一化RTD浓度曲线C’???及其统计学参数进行表征。采用CSTRs+PFD并联模型对非稳态条件下人工湿地的停留时间分布进行模拟,模型具有4个参数,即CSTRs的容积占总容积的百分数z、串联CSTRs的流量占总流量的百分数f、串联CSTRs的个数n以及PFD的分散数D。该模型与试验所得的归一化RTD曲线具有良好的拟合效果。利用该模型对非稳态下不同时刻流入人工湿地液体的示踪剂响应出水浓度进行模拟,效果良好,模拟出水浓度与试验值非常接近。该模型可以用来预测进入人工湿地的示踪剂（惰性物质）的出水浓度,也可用于比较不同类型人工湿地水力效率的大小,具有良好的实用价值。
朱平[5]（2014）在《人工湿地—稳定塘组合生态系统对污染水体的处理》文中研究表明随着我国社会和经济的发展，水资源污染问题日趋严峻，近期关于水体被污染的消息愈发增多，富营养化污染水体成为人们关注的焦点，其中包括我国最大淡水湖鄱阳湖。如何净化这类不易于集中收集处理、受污染程度不同的水体，还鄱阳湖一湖清水成为亟待解决的问题。相对于传统工艺技术，人工湿地、稳定塘生态技术更能突出其特点，而将两者组合实现两优势的互补，深度净化水质，提高出水水质及稳定性，更加适宜对该类污染水体的处理。但目前关于该组合工艺应用于污染水体处理的相对较少，可提供的相应设计等参数也不多。本研究主要探讨人工湿地、稳定塘组合生态系统对污染水体中各污染物的净化效果和规律，为组合系统的实际应用提供参考依据。首先从稳定塘的选取入手，选择了华东地区常见的8种对氮、磷污染物有较好净化效果的沉水植物与塘组合，形成沉水植物塘，深入分析该系统对污水的净化效果及机理，考察系统的稳定性能，从而为湿地-塘组合工艺选取最适宜沉水植物塘；其次在确定稳定塘基础之上，建立了人工湿地-沉水植物塘两级组合系统，研究该整体组合工艺及各个构筑物对水体污染物的处理效果，并考察不同水力负荷条件下对组合工艺污染物去除效果的影响；最后在两级组合的基础之上，建立不同形式人工湿地、塘多级组合工艺，探索性讨论多级组合工艺对严重污染水体的净化效果及考察组合工艺的稳定性能。本研究得到以下结论：1)沉水植物塘试验：沉水植物塘对生活污水的去除效果明显。CODcr去除率介于44.35-72.18%，其中金鱼藻、粉绿狐尾藻对有机物去除效果最优，达到了《地表水环境质量标准》Ⅳ类水质标准；TP、TDP、PO43--P去除率分别介于58.26-79.34%；60.00-83.91%；61.32-86.79%，均为水蕴草处理率最高，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准；TN、NH3-N的去除率分别为介于44.05-61.54%、35.71-71.13%，TN金鱼藻去除效果最好，水蕴草NH3-N的去除率最高，均达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。八种不同沉水植物中水蕴草、金鱼藻及粉绿狐尾藻去除效果较突出，对污染物去除率最好，均具有良好的抗负荷能力，其中粉绿狐尾藻抗寒能力更加显着，受外界环境影响最小，可优选考虑为塘中沉水植物。通过研究发现沉水植物塘对有机物降解主要是通过沉淀、过滤作用，不溶性有机物被微生物截留并利用，可溶性有机物可以被微生物和植物直接吸收、代谢降解；对磷污染物去除部分直接由植物吸收外，主要仍是化学沉淀及沉降吸附作用；对氮污染物去除包括植物吸收、微生物硝化反硝化以及氨氮的挥发，但主要去除作用还有待于进一步研究。2)两级组合工艺试验：人工湿地-沉水植物塘组合工艺在不同水力负荷和污染负荷下整体运行稳定、耐负荷能力强、去除效果良好。CODcr出水水质低HLR达到《地表水环境质量标准》的Ⅲ类标准，中、高HLR达到Ⅱ类标准；总磷低、高HLR达到《地表水环境质量标准》的Ⅳ类标准，中HLR达到Ⅴ类标准；总氮均达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准；氨氮均达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标准。水力负荷对污染物的去除效果有着一定的影响作用。整个组合系统随着水力负荷的增加，污染物平均去除率CODcr：72.09、68.06、64.50%；TN：51.69、48.22、46.82%；氨氮：62.52、53.53、50.47%；TP：85.56、81.64、80.89%；溶解性正磷酸盐：89.69、82.48、84.90%，说明除了溶解性磷酸盐，其他污染物均随着水力负荷的增加而去除率降低，低水力负荷去除效果最优。人工湿地各污染物去除效果均为低>中>高水力负荷，与水力负荷呈负相关性；而稳定塘CODcr：中>高>低；氨氮：低>中>高；TN、TP、磷酸盐：高>低>中，说明受水力负荷影响较小，与水力负荷没有明显的相关性。组合系统中湿地和塘对污染物去除贡献率不同。对于CODcr湿地在低、中、高三种水力负荷下去除率为：59.75、48.84、47.39%，而塘为：30.45、39.11、33.87%，湿地去除效果优于沉水植物塘；但对于氮和磷而言，沉水植物塘随水力负荷增大对总氮、氨氮、总磷、溶解性磷去除率分别为：33.86、31.11、34.08%；53.89、43.71、43.18%；71.52、68.99、72.40%；70.95、69.48、74.84%，而湿地分别为26.71、24.87、18.81%；18.49、16.26、12.50%；48.94、38.85、29.95%；61.43、40.28、39.29%，沉水植物塘对水体富营养化因素的去除效果优于潜流湿地。3)多级组合工艺试验：对于这种重严重污染、高浓度且C/N比均值小于1的特殊污染水体，该系统耐负荷能力强，整体系统运行稳定。组合系统有机物进水均值达到119.61mg/L，出水均值49.17mg/L，平均去除率为58.58%，达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准（50mg/L）；进水总氮平均浓度为126.50mg/L，氨氮均浓度87.33mg/L，出水水质总氮均值54.00mg/L，氨氮均值36.91mg/L，去除率分别为57.03%、57.72%；进水总磷的均值为0.11mg/L，出水总磷均值为0.03mg/L，去除率为69.61%，达到了《地表水环境质量标准》的Ⅲ类标准（湖、库0.05mg/L）。
韩猛[6]（2013）在《亚硝酸盐对强化生物除磷工艺的影响研究》文中指出针对亚硝酸盐的存在会对传统的生物脱氮除磷系统产生抑制这一现象，本文在驯化成熟的SBR除磷系统中，分别在厌氧段和好氧段投加亚硝酸钠，研究亚硝酸盐对厌氧释磷和好氧吸磷的影响。然后在厌氧/缺氧/好氧SBR反应器中，培养驯化以NO2-为电子受体的短程反硝化聚磷菌，分析驯化成熟的短程反硝化除磷系统中各物质的相关性，以及研究COD/TP/NO2-对短程反硝化除磷系统效果的影响。主要研究成果如下：（1）接种污泥中存在聚磷菌，在厌氧/好氧SBR系统中，逐渐增大进水PO43-浓度，经过13天的培养驯化，在进水中PO43--P为10mg/L的条件下，出水PO43--P为1mg/L以下，除磷率达到90%以上，表明系统中聚磷菌得到富集，成为反应器内的优势种群。通过对生物相的观察发现，系统中微生物以菌胶团为主，系统沉降性能良好。（2）在运行良好的A/O生物除磷系统中，在厌氧段开始一次性投加亚硝酸盐，厌氧释磷总量并没有得到抑制减少，相反促进了释磷总量，并且随着加入亚硝态氮浓度的提高，释磷总量也随之提高。同时发现，厌氧段的后期出现了吸磷现象。（3）在运行良好的A/O生物除系统中，好氧阶段开始一次性投加亚硝酸盐，当投加NO2--N分别为0mg/L、5mg/L、10mg/L、15mg/L、20mg/L时，好氧平均吸磷速率大小关系为：V0mg/L﹥V5mg/L﹥V10mg/L﹥V15mg/L﹥V20mg/L﹥V25mg/L，即随着亚硝态氮浓度的提高，平均吸磷速率降低，说明亚硝态氮对好氧吸磷产生抑制作用。（4）实验在厌氧/缺氧/好氧环境交替的条件下，通过连续流加入亚硝酸盐的形式，不断提高亚硝酸盐浓度和延长缺氧时间，经过63天三个阶段的连续驯化培养，富集了大量的短程反硝化聚磷菌，使系统在厌氧/缺氧/好氧时间分别为2h/2.5h/0.5h的环境下，核算亚硝态氮浓度为23.6mg/L时，系统出水磷酸盐含量在1mg/L以下，完成了短程反硝化除磷系统的建立。（5）通过对驯化成熟后系统中各物质单个周期运行分析发现，系统缺氧除磷量、亚硝态氮消耗量、胞内聚磷量及PHB消耗量，呈现出一定的线性相关性。并且通过数据分析得出相关性公式。（6）缺氧时段亚硝酸盐投加浓度会对短程反硝化除磷系统产生影响。当亚硝态氮投加浓度不足时，不能提供足够的电子受体进行缺氧吸磷反应；当亚硝态氮投加浓度过高时，一方面对反硝化聚磷菌产生毒害作用，降低其缺氧吸磷能力，另一方面过量的亚硝态氮还会对后端好氧段的好氧吸磷产生抑制，甚至过量的亚硝态氮会进入下一周期的厌氧段，影响其厌氧释磷能力，从而影响系统的除磷能力。本实验确定最佳NO2--N/P为3.5。（7）厌氧时段COD浓度也会对短程反硝化除磷系统产生影响。COD浓度过高，剩余的碳源进入到缺氧段，反硝化菌对亚硝态氮的反硝化成为主要反应；碳源不足引起厌氧释磷不充分，PHB合成量不足，缺氧段聚磷不完全，影响除磷效果。长期运行会使系统恶化。本实验确定最佳C/P值为25。
林艳[7]（2012）在《梯级渗滤人工湿地处理城市污水试验研究》文中研究指明本研究充分利用山地城市地形特点构建了一种新型梯级渗滤人工湿地，系统具有多次强化自然复氧能力。主要研究了该梯级渗滤人工湿地系统不同组合方式及不同运行工况下的污染物去除效果及迁移转化规律，获得了梯级渗滤人工湿地系统的推荐组合方式和运行条件，建立了推荐组合工艺系统的一级动力学方程。通过考察不同组合湿地、不同季节的细菌种群多样性及分布特征，研究了细菌种群多样性对梯级渗滤人工湿地净化能力的影响，明确了湿地宏观运行效能与微观细菌种群的相关性。研究结果对梯级渗滤人工湿地在山地丘陵地区的应用和推广具有重要的意义。本研究主要得到以下结论：1)通过进行几种基质吸附磷及氨氮的试验，比较了不同基质的氮磷吸附能力。其吸附量大小依次为：钢渣>石灰石>陶粒、粗砂>砾石及钢渣>陶粒、石灰石、粗砂>砾石。选用砾石和粗砂为湿地结构承托基质，主体填料采用吸附性能较好的钢渣、石灰石及陶粒。2)针对传统人工湿地内部供氧不足的缺点，充分利用山地城市地形特点，构建了一种可多次强化自然复氧的梯级渗滤人工湿地。该湿地系统通过湿地构造和配水方式形成了多次强化自然复氧模式，整个湿地由串联的三级湿地床组成，各级湿地依次处于好氧、缺氧、好氧状态。系统兼有垂直流潜流湿地和水平流潜流湿地的水力特征，在不增加湿地深度的前提下，延长了水流在湿地中的行程，增大了基质层的有效工作厚度。同时通过多种基质配置方式营造出适宜硝化反应顺利进行的湿地环境，从而提高了梯级渗滤人工湿地系统对有机物去除和硝化作用的能力。梯级渗滤人工湿地特别适合用于处理山地丘陵地区的小规模城市污水和生态景观用水。3)考察了八种不同湿地床组合方式下的梯级渗滤人工湿地系统运行效能。B组合湿地对各种污染物的综合净化效果优势更突出，建议作为梯级渗滤人工湿地的推荐组合工艺，即：穿孔管配水；第一级湿地基质钢渣、植物风车草、侧壁下部设通气孔；第二级湿地基质陶粒、植物美人蕉；第三级湿地基质陶粒+石灰石、植物菖蒲。推荐组合工艺净化能力较优，主要是由于湿地基质类型及配置方式为硝化菌和反硝化菌生长提供了适宜的pH环境，而湿地构造的特殊复氧途径大幅提高了湿地床内溶解氧浓度，形成了有利于硝化反应和有机物降解的氧环境。4)通过正交试验方法，发现影响梯级渗滤人工湿地推荐组合工艺处理能力的主要因素是水力负荷和进水COD浓度。由此得到建议运行条件为：工况I——水力负荷0.5m/d、进水COD浓度150mg/L、间歇运行（间隔时间3d）、出水高度0m，其进水COD负荷75g/m2.d、TN负荷15.77g/m2.d、TP负荷1.26g/m2.d；工况II——水力负荷1.0m/d、进水COD浓度100mg/L、间歇运行（间隔时间3d）、出水高度0.6m，其进水COD负荷100g/m2.d、TN负荷21.72g/m2.d、TP负荷1.72g/m2.d。5)通过统计学数据拟合方法研究了推荐组合工艺进水污染物负荷对湿地污染物去除能力的影响，建立了推荐组合工艺的动力学方程。COD去除量负荷随进水负荷率增大而提高，建议运行工况下COD负荷未达上限；TN负荷超过22.4g/m2.d，TP负荷超过1.81g/m2.d，会引起系统TN、TP去除效果的下降。一级动力学模型可以较好地模拟梯级渗滤人工湿地推荐组合工艺的COD、TN、TP去除规律，模拟方程分别为：1/ln（C o/Ce）=-0.5157q-0.0668（R2=0.9417）、1/ln（C2o/Ce）=-0.668q-1.9168（R=0.833）、1/ln（C o/Ce）=-0.4326q-0.5617（R2=0.8148）6)考察了推荐组合工艺在两种建议运行工况下的处理效果，COD和氨氮出水平均浓度分别为10mg/L、9.67mg/L和1.62mg/L、1.53mg/L，可稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标；TN平均出水浓度在运行工况I时为16.32mg/L，接近一级A标，在运行工况II时为11.12mg/L，可达到一级A标；TP平均出水浓度运行工况I时为0.48mg/L，可达到一级A标，运行工况II时为0.74mg/L，可达到一级B标。通过与国内其他一些水平潜流湿地和垂直流湿地的比较，认为梯级渗滤人工湿地推荐组合工艺的污染物去除能力优于水平潜流人工湿地、并与垂直流人工湿地相当。7)采用PCR-TGGE技术考察了不同湿地、不同季节的基质微生物多样性特征及其对湿地净化能力的影响。冬季各湿地床基质微生物Shannon指数小于夏季，相似聚类效果较夏季更好，夏季随温度升高湿地床内微生物活跃，不同微生物种群大量繁殖，细菌多样性程度提高。冬夏两季B湿地各级湿地床基质样品相似系数总体都小于A湿地，夏季相似系数差值更大，表明冬夏两季B湿地细菌种群差异性均大于A湿地，夏季植物和微生物的迅速生长使B湿地各级湿地床内微生物种群差异性加大，系统处理效果优于A湿地。A湿地冬季COD去除效果与Shannon指数相关性较差，说明冬季温度低微生物数量少、活性低，微生物对有机物的降解不占主导地位。B湿地各种污染物去除率均与总细菌Shannon指数高度相关，夏季氨氮、TP去除率与指数显着相关，冬季COD去除率与指数显着相关，表明B湿地内微生物对各种污染物的同化降解作用在不同季节都是实现湿地系统净化能力的重要作用，使B湿地具有稳定的、优于A湿地的净化能力。
李莎莎[8]（2011）在《滇西北高原典型湿地湖滨带水—基质—植物系统的净化功能研究》文中研究表明选取位于澜沧江流域的滇西北重要湿地剑湖作为研究对象。剑湖同云南其它高原湖泊湿地一样，是断裂陷落形成的孤立分散在高原面上的淡水湖泊，该湿地为云南湖滨带最为完整的代表性湿地，由于其相对闭合的地形环境，从汇水面山进入剑湖的水体都经过湖滨带，湖滨带成为承接工农业生产、生活污染的最初受纳体，承受着复杂多样的人为活动干扰，但剑湖湖泊湿地生态系统仍然维持着其稳定性，说明剑湖湿地完整且结构复杂的湖滨带在维持湖泊生态系统平衡中发挥着重要作用。本文从湖滨淤泥理化性质的变化和经过湖滨植物群落后水质的变化，了解湖滨带对污染物质的吸收净化和对径流泥沙的阻滞作用，揭示湖滨带维护生态系统平衡的重要功能，为高原湿地生态系统恢复提供理论依据。采用野外调查取样和室内实验相结合的研究方法。在剑湖湿地湖滨带迎水面和背水面分别采集土样和水样，进行实验分析。室内实验利用红壤、煤渣、陶粒、蛭石、粉煤灰和碎石六种材料构建5种不同组合的基质单元槽，分析无植物条件下基质对污染物的去除效果。另外选择茭草（Zizana caduciflora）、野菱（Trapa incisa）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）和蓖齿眼子菜（Potamogeton pectinatus）4种云南高原湿地常见湖滨带植物物种，以不同配置方式分别构建4种不同植物群落，对植物群落净化污水的效果进行室内实验研究。实验结果表明：（1）剑湖湖滨带迎水面与背水面平均淤泥厚度分别为139.67cm和87.33cm，湖滨带阻滞泥沙效果明显，减少了约62%的淤泥进入湖盆；（2）背水面淤泥水解性氮、总磷、速效磷含量显着降低，有机质含量和全氮含量增加；（3）剑湖湖滨带背水面水质各指标浓度有明显下降，出水口湖水基本达到Ⅲ类水质(总氮1.71mg·L-1±0.04mg·L-1、铵态氮0.22mg·L-1±0.00mg·L-1、硝态氮0.004mg·L-1±0.000mg·L-1、总磷0.02mg·L-1±0.00mg·L-1、磷酸盐0.005mg·L-1±0.000mg·L-1、COD19.50mg·L-1±2.12mg·L-1)，说明湖滨带植物通过光合作用固定的碳，形成的残体随水流累积到背水面，增加了背水面淤泥有机质和全氮含量，这一过程把大气中的温室气体沉积在湿地中，湖滨带植物起到了“碳汇”的重要作用，同时湖滨带植物吸收利用入湖污水带来的营养物质，使背水面湖水中污染物含量减少，说明湖滨植物发挥了净化污水的作用。此外淤泥沉积吸附有机质和全氮也体现出淤泥机碳氮“汇”的功能，减少有机质和氮对湖水的污染，起到净化水质的作用；（4）污水经过室内不同基质的单元槽处理，总氮、总磷、COD去除率高达22.46%±0.27%、56.80%±6.21%、71.15%±1.96%，室内不同基质对污水表现出较好的净化效果；（5）污水经过室内不同植物群落处理，对总氮、铵态氮、总磷、磷酸盐、COD净化率高达54.44%±0.29%、80.85%±0.31%、65.72%±0.35%、64.31%±0.56%、69.66%±4.15%，从上述室内实验结果可以看出，基质和不同植物群落对污水均表现出明显净化效果，其结果同野外分析结果相一致。从野外分析和室内实验的研究结果表明，湖滨带水-基质-植物系统在净化入湖污水中发挥着重要作用，是断陷湖泊湿地生态系统得以维系的重要生态屏障。
王荣,贺锋,徐栋,武俊梅,吴振斌[9]（2010）在《人工湿地基质除磷机理及影响因素研究》文中提出磷是湖泊富营养化的主要诱导因素之一,如何有效控制湖泊的磷负荷显得至关重要。文章总结了人工湿地基质除磷的相关机理,包括化学作用,微生物作用和物理作用。通常情况下,认为化学作用是湿地基质最主要的磷去除途径。另外,文章也分析了人工湿地基质除磷的主要影响因素,并对基质除磷的研究前景进行了展望。
韩晓丽[10]（2010）在《BAF强化人工湿地工艺处理生活污水试验研究》文中研究说明人工湿地技术作为一种生态的污水处理方式,以其廉价、易于管理、具有良好环境效益的优势得到广泛的应用,当前人工湿地的主要问题是系统的脱氮能力差,尤其是硝化反应率低。曝气生物滤池在废水处理上已得到较多的应用,该工艺有机物容积负荷高、水力负荷大、水力停留时间短、能耗及运行成本低,同时该工艺对有机物和氨氮处理效果较好,出水水质较好,主要用于微污染水、生活污水、预处理水等的深度处理上。本课题提出了BAF强化人工湿地处理生活污水工艺和灰漠土作为人工湿地基质填料,解决湿地硝化能力差以及氮、磷污染物去除效率低的难题,为湿地的广泛应用提供技术支持。本课题主要包括以下研究内容：①潜流人工湿地处理生活污水的试验研究；②BAF处理生活污水的试验研究；③强化工艺处理生活污水的试验研究；④强化工艺污染物反应动力学研究。通过研究得出以下结论：（1）湿地对污染物的去除效果随着运行水位的升高而提高,在本试验条件下,湿地运行水位在65cm处污染物去除效果优于其他水位,适于本试验湿地的水力负荷为0.8×10-2m3／（m2·h）。相同条件下,垂直流人工湿地污染物去除效果高于水平流湿地10%左右,说明垂直流在去除效果上具有优势。（2）pH值是硝化过程的重要影响参数,适于本试验的pH值为9.0左右。COD／N对湿地COD的去除效果影响较小,而对对氨氮的去除效果影响则较大。复合湿地对污染物的去除效果较稳定,对COD平均去除率为75.93%,出水浓度主要受进水浓度影响；对氨氮的平均去除率为25.05%,对总氮的去除率总体不高,平均去除率为26.44%；对TP的平均去除率为74.14%。（3）Langmuir等温方程比Freudlich等温方程能更好地拟合基质对磷的等温吸附效果,灰漠土对磷的理论饱和吸附量（G0）为688.18mg／kg,炉渣对磷的理论饱和吸附量（G0）为521.58mg／kg。基质对磷的吸附量均随溶液pH值的增加而增加,在酸性或弱碱性环境下,基质对磷的吸附量随pH值的变化较缓慢,在碱性环境下,基质对磷的吸附量随pH值升高迅速增加。同时,溶液中阴离子的存在削弱基质对磷吸附效果,阳离子存在可增强基质对磷吸附效果。（4）气水比和水力负荷是影响BAF处理效果的主要因素,气水比为3：1及水力负荷1.28m3／（m2·h）运行条件下,既可保持BAF对有机物和氨氮的有效去除,又不浪费动力消耗。BAF作为单独处理单元对有机物和氨氮的去除率分别达到65.43%和69.25%,但对TN和TP的去除效果不太理想,分别为9.97%和10.41%。（5）强化工艺对各污染物的去除效率较BAF及人工湿地工艺单独工艺均有提高,其中对氨氮与总氮的提高幅度较大,主要是因为强化工艺发挥了各单独工艺在处理不同形态氮素污染物上的优势,并采用了合理的组合方式,使两种处理工艺实现了优势互补,实现污染物的有效去除。（6）对污染物沿程形态的研究表明污染物变化规律各有差异。COD在湿地中呈现沿程递减规律,且湿地前段对有机污染物的去除占主导作用。湿地中前1／2段是氨氮去除起主导作用,但水平流湿地后段氨氮浓度出现小幅回升,这可能是因为相对于水平流来说垂直流湿地中污染物更容易向下转移流出,而水平潜流湿地不容易直接流出,导致在湿地后端有机氮的分解释放,氨氮浓度回升。（7）建立了强化系统污染物去除动力学模型,通过与实测数据的对比,验证了建立模型对系统出水COD、氨氮和总氮模拟的有效性,其理想模拟分别为65%、80%和100%。通过模拟结果的对比,证实了模型对系统的模拟效果,但建立的模型仍不具有工程设计功能,有待进一步研究以期完善。综上所述,BAF强化人工湿地处理工艺的特征在于将BAF组成的硝化段和潜流湿地组成的反硝化段进行整合,污水首先通过配水系统进入BAF,通过曝气去除有机物及强化硝化作用,最后流经潜流湿地中进行反硝化作用,实现氮的高效去除。
二、人工复合生态床的除污性能及流态（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、人工复合生态床的除污性能及流态（论文提纲范文）
（1）复合垂直流人工湿地设计与污染物去除效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 0.1 人工湿地研究概述 |
| 0.1.1 人工湿地定义 |
| 0.1.2 人工湿地的发展进程 |
| 0.1.3 人工湿地的类型与组成 |
| 0.1.4 人工湿地对污染物的净化机理 |
| 0.2 复合垂直流人工湿地研究进展 |
| 0.3 研究目的和意义 |
| 0.4 技术路线和研究内容 |
| 0.4.1 技术路线 |
| 0.4.2 研究内容 |
| 第1章 复合垂直流人工湿地模拟装置设计 |
| 1.1 设计原则与方法 |
| 1.1.1 水流方式的设计原则 |
| 1.1.2 缸体及进出水方式的设计方法 |
| 1.1.3 基质的选择方法 |
| 1.1.4 植物的选择方法 |
| 1.2 复合垂直流人工湿地模拟装置设计 |
| 1.2.1 人工湿地水流方式的选择 |
| 1.2.2 缸体及进出水方式的设计结果 |
| 1.2.3 人工湿地填料的选择 |
| 1.2.4 人工湿地植物的选择 |
| 1.3 本章小结 |
| 第2章 复合垂直流人工湿地最佳水力负荷与最佳水流方式的选择 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 水力负荷对人工湿地净化效果的影响 |
| 2.2.2 水流方式对人工湿地净化效果的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 复合垂直流人工湿地的运行效果研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 不同水流方式对植物组合的人工湿地运行效果的影响 |
| 3.2.2 不同植物组合下人工湿地的运行效果 |
| 3.2.3 不同污染负荷下植物组合的人工湿地运行效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 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 |
（2）氧化石墨烯对人工湿地生态系统除污性能影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米材料概述 |
| 1.1.1 纳米材料的定义与特性 |
| 1.1.2 纳米材料的分类与应用 |
| 1.1.3 纳米颗粒的毒性研究 |
| 1.1.4 纳米颗粒对污水处理系统的影响 |
| 1.2 氧化石墨烯概述 |
| 1.2.1 氧化石墨烯的特性与应用 |
| 1.2.2 氧化石墨烯的生态效应 |
| 1.3 潮汐流人工湿地概述 |
| 1.3.1 人工湿地的定义与结构 |
| 1.3.2 潮汐流人工湿地的应用与除污机理 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 湿地供试基质与植物 |
| 2.1.2 氧化石墨烯分散液的购置及表征 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 潮汐流人工湿地的构建 |
| 2.2.2 试验污水 |
| 2.3 测试项目与方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测 |
| 2.3.2 基质酶活性的检测 |
| 2.3.3 植物抗氧化酶指标的检测 |
| 2.3.4 氧化石墨烯定量 |
| 2.4 潮汐流人工湿地运行与稳定 |
| 2.5 统计与分析 |
| 第三章 不同浓度GO对人工湿地除污性能的影响 |
| 3.1 对人工湿地pH值的影响 |
| 3.2 对人工湿地COD去除的影响 |
| 3.3 对人工湿地NH_4~+-N去除的影响 |
| 3.4 对人工湿地NO_2~--N的影响 |
| 3.5 对人工湿地NO_3~--N去除的影响 |
| 3.6 对人工湿地TN去除的影响 |
| 3.7 对人工湿地SOP去除的影响 |
| 3.8 对人工湿地TP去除的影响 |
| 3.9 氧化石墨烯在潮汐流人工湿地中的去除 |
| 3.10 本章小结 |
| 第四章 不同浓度GO对人工湿地基质酶活性的影响 |
| 4.1 对脱氢酶活性的影响 |
| 4.2 对氮循环过程关键酶活性的影响 |
| 4.2.1 对脲酶活性的影响 |
| 4.2.2 对氨单加氧酶活性的影响 |
| 4.2.3 对硝酸盐还原酶活性的影响 |
| 4.3 对磷酸酶活性的影响 |
| 4.4 对β-葡萄糖苷酶活性的影响 |
| 4.5 对芳基硫酸酯酶活性的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 不同浓度GO对人工湿地植物抗氧化系统的影响 |
| 5.1 对黄菖蒲体内SOD酶活性的影响 |
| 5.2 对黄菖蒲体内POD酶活性的影响 |
| 5.3 对黄菖蒲体内CAT酶活性的影响 |
| 5.4 对黄菖蒲体内MDA含量的影响 |
| 5.5 对黄菖蒲体内叶绿素含量的影响 |
| 5.5.1 叶绿素a |
| 5.5.2 叶绿素b |
| 5.5.3 总叶绿素 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 总结与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及其他成果 |
| 一、发表的学术论文 |
| 二、会议论文 |
| 三、参与项目 |
（3）三级绿狐尾藻表面流人工湿地对养殖废水处理效应研究（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验装置 |
| 1.2 样品采集和分析 |
| 1.3 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 人工湿地对污染物的去除 |
| 2.2 环境因子对人工湿地去除污染物的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（4）人工湿地非稳态条件下水力停留时间分布规律研究与模拟（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 人工湿地废水处理技术 |
| 1.1.1 人工湿地的概念 |
| 1.1.2 人工湿地的分类 |
| 1.1.3 人工湿地的应用 |
| 1.2 人工湿地水流规律研究现状 |
| 1.2.1 人工湿地水流规律及其对污染物去除效果的影响 |
| 1.2.2 水力停留时间分布在人工湿地水流规律研究中的应用 |
| 1.2.3 人工湿地水力停留时间分布模型研究 |
| 1.3 课题研究的意义、目的和主要内容 |
| 1.3.1 课题研究的意义和目的 |
| 1.3.2 课题研究内容 |
| 1.4 课题研究的技术路线和创新 |
| 1.4.1 课题研究的技术路线 |
| 1.4.2 课题研究的创新点 |
| 2 试验内容与方法 |
| 2.1 试验装置简介 |
| 2.2 示踪剂试验安排 |
| 2.2.1 稳态条件下示踪剂试验安排 |
| 2.2.2 非稳态条件下示踪剂试验安排 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 示踪剂的选择 |
| 2.3.2 电导率与LiCl浓度关系 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 3 稳态条件下人工湿地水流规律研究 |
| 3.1 试验所得RTD及其统计学参数分析 |
| 3.2 归一化RTD曲线及其统计学参数分析 |
| 3.3 水力效率分析 |
| 3.4 水力坡度分析 |
| 3.5 小结 |
| 4 非稳态条件下人工湿地水流规律研究 |
| 4.1 水平折流湿地非稳态条件下水流规律研究 |
| 4.1.1 水平折流湿地5倍单峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.1.2 水平折流湿地8倍单峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.1.3 水平折流湿地5倍双峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.2 竖向折流湿地非稳态下水流规律研究 |
| 4.2.1 竖向折流湿地5倍单峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.2.2 竖向折流湿地8倍单峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.2.3 竖向折流湿地5倍双峰冲击负荷下水流规律 |
| 4.3 小结 |
| 5 非稳态过程人工湿地停留时间分布模拟 |
| 5.1 模型的概念和比较 |
| 5.1.1 目前常用的人工湿地流态模型 |
| 5.1.2 CSTRs+PFD并联模型的概念 |
| 5.2 水平折流湿地水力停留时间分布模拟 |
| 5.3 竖向折流湿地水力停留时间分布模拟 |
| 5.4 模型的应用 |
| 5.4.1 模拟非稳态下不同时刻入流液体的RTD |
| 5.4.2 水平折流湿地和竖向折流湿地流态特征比较 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 论文中出现的符号及含义 |
| B. 作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（5）人工湿地—稳定塘组合生态系统对污染水体的处理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 课题来源及研究意义 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究的主要内容及研究路线 |
| 1.3.1 研究的主要内容 |
| 1.3.2 研究路线 |
| 第二章 生态修复技术概述 |
| 2.1 人工湿地技术 |
| 2.1.1 人工湿地概述及构造 |
| 2.1.2 人工湿地类型及特点 |
| 2.1.3 人工湿地净化机理 |
| 2.1.4 人工湿地组合技术应用 |
| 2.2 稳定塘技术 |
| 2.2.1 稳定塘概述 |
| 2.2.2 稳定塘类型及特点 |
| 2.2.3 稳定塘净化机理 |
| 2.2.4 稳定塘应用 |
| 2.3 人工湿地与稳定塘组合技术 |
| 2.3.1 人工湿地与塘组合类型及特点 |
| 2.3.2 人工湿地与塘组合技术应用 |
| 第三章 沉水植物塘净化试验 |
| 3.1 试验介绍 |
| 3.1.1 试验概述 |
| 3.1.2 试验设备材料 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 试验结果与分析 |
| 3.2.1 沉水植物塘中植物生长状况 |
| 3.2.2 沉水植物塘中 DO 变化状况 |
| 3.2.3 沉水植物塘对 COD_(cr)去除效果 |
| 3.2.4 沉水植物塘对氮的去除效果 |
| 3.2.5 沉水植物塘对磷的去除效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 复合潜流人工湿地-塘组合净化试验 |
| 4.1 试验介绍 |
| 4.1.1 试验概述 |
| 4.1.2 试验设备材料 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.2 试验结果与分析 |
| 4.2.1 各构筑物 DO 变化 |
| 4.2.2 对 COD_(cr) 的去除效果 |
| 4.2.3 对氮的去除效果 |
| 4.2.4 对磷的去除效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 人工湿地、塘多级组合净化试验 |
| 5.1 试验介绍 |
| 5.1.1 试验概述 |
| 5.1.2 试验设备材料 |
| 5.1.3 试验方法 |
| 5.2 试验结果与分析 |
| 5.2.1 对 COD_(cr)的去除效果 |
| 5.2.2 对氮的去除效果 |
| 5.2.3 对磷的去除效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结 |
| 6.1 主要工作回顾及结论 |
| 6.2 本课题今后需进一步研究的地方 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）亚硝酸盐对强化生物除磷工艺的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化及氮磷污染 |
| 1.2 废水除磷理论与工艺 |
| 1.2.1 废水化学除磷 |
| 1.2.2 废水生物强化除磷 |
| 1.2.3 人工湿地除磷系统 |
| 1.3 反硝化聚磷的研究现状及进展 |
| 1.3.1 反硝化聚磷的原理 |
| 1.3.2 反硝化聚磷的影响因素 |
| 1.3.3 反硝化聚磷的研究进展 |
| 1.4 试验背景与研究内容 |
| 1.4.1 试验研究背景与研究意义 |
| 1.4.2 试验研究的目的与内容 |
| 第二章 试验装置与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验用水 |
| 2.3 试验分析项目与方法 |
| 第三章 厌氧/好氧条件下聚磷菌的富集培养 |
| 3.1 实验目的与实验方案 |
| 3.1.1 实验目的 |
| 3.1.2 实验内容 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 传统聚磷菌的驯化培养及除磷特性分析 |
| 3.2.1 传统聚磷菌的驯化培养 |
| 3.2.2 厌氧/好氧生物除磷特性 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 亚硝酸盐对厌氧释磷及好氧吸磷的影响研究 |
| 4.1 实验目的与实验方案 |
| 4.1.1 实验目的 |
| 4.1.2 实验内容 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 实验结果及讨论 |
| 4.2.1 亚硝酸盐对聚磷菌厌氧释磷影响研究实验结果及讨论 |
| 4.2.2 亚硝酸盐对聚磷菌好氧吸磷的影响研究实验结果及讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 短程反硝化聚磷菌的培养驯化 |
| 5.1 短程反硝化除磷机理 |
| 5.1.1 厌氧代谢 |
| 5.1.2 缺氧代谢 |
| 5.2 实验目的与实验方案 |
| 5.2.1 实验目的 |
| 5.2.2 实验内容 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.3 短程反硝化聚磷菌的驯化培养 |
| 5.3.1 厌氧/缺氧/好氧驯化第 I 阶段 |
| 5.3.2 厌氧/缺氧/好氧驯化第 II 阶段 |
| 5.3.3 厌氧/缺氧/好氧驯化第 III 阶段 |
| 5.4 驯化成熟后各物质相关性分析 |
| 5.4.1 缺氧除磷量与亚硝态氮消耗量相关性分析 |
| 5.4.2 缺氧除磷量与胞内聚磷增长量相关性分析 |
| 5.4.3 缺氧除磷量与 PHB 消耗量相关性分析 |
| 5.4.4 PHB 消耗量与胞内聚磷增长量相关性分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 COD/TP/NO_2--N 对短程反硝化聚磷效果影响的研究 |
| 6.1 实验目的与实验方案 |
| 6.1.1 实验目的 |
| 6.1.2 实验内容 |
| 6.1.3 实验方法 |
| 6.2 实验结果及讨论 |
| 6.2.1 NO_2--N 投加浓度对短程反硝化除磷的影响 |
| 6.2.2 碳源投加浓度对短程反硝化除磷的影响 |
| 6.3 NO_2--N 及 COD 对短程反硝化生物除磷的影响分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文及参与项目情况 |
| 发表论文 |
| 参与项目 |
| 致谢 |
（7）梯级渗滤人工湿地处理城市污水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体污染现状 |
| 1.2 人工湿地概述 |
| 1.3 人工湿地系统的有机物去除机理 |
| 1.4 人工湿地系统的脱氮机理 |
| 1.5 人工湿地系统的除磷机理 |
| 1.6 人工湿地的氧传递及分布 |
| 1.7 课题提出及主要研究内容 |
| 1.7.1 课题的提出 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 2 试验材料及方法 |
| 2.1 气候条件 |
| 2.2 试验模型 |
| 2.3 试验流程及进水水质 |
| 2.3.1 试验流程 |
| 2.3.2 试验期进水水质 |
| 2.4 试验测试方法 |
| 2.4.1 一般测试项目及方法 |
| 2.4.2 特殊项目的测试方法 |
| 3 梯级渗滤人工湿地系统的构建 |
| 3.1 梯级渗滤人工湿地设计 |
| 3.1.1 梯级渗滤人工湿地的提出 |
| 3.1.2 模型构造设计思路 |
| 3.2 梯级渗滤人工湿地基质的选择 |
| 3.2.1 试验基质材料及方法 |
| 3.2.2 磷素静态吸附性能 |
| 3.2.3 氨氮静态吸附性能 |
| 3.2.4 氨氮/磷混合液等温吸附性能 |
| 3.3 梯级渗滤人工湿地植物的选用 |
| 3.4 模型构造形式及组成 |
| 4 梯级渗滤人工湿地系统处理效能研究 |
| 4.1 试验安排 |
| 4.1.1 模型启动期处理效果研究 |
| 4.1.2 配水方式对湿地处理效果的影响研究 |
| 4.1.3 不同湿地组合对处理效果的影响研究 |
| 4.1.4 运行工况对湿地处理效果的综合影响研究 |
| 4.2 系统启动期运行情况 |
| 4.2.1 有机物净化能力分析 |
| 4.2.2 氮素净化能力分析 |
| 4.2.3 总磷净化能力分析 |
| 4.3 配水方式对湿地复氧及污染物去除效果的影响 |
| 4.3.1 不同配水方式复氧效果分析 |
| 4.3.2 不同配水方式下湿地污染物净化效果 |
| 4.4 湿地床不同组合对湿地系统处理效果的影响 |
| 4.4.1 对 pH 值变化的影响 |
| 4.4.2 对浊度去除的影响 |
| 4.4.3 对有机物去除的影响 |
| 4.4.4 对氮素去除的影响 |
| 4.4.5 对总磷去除的影响 |
| 4.5 运行工况对湿地系统处理效果的综合影响 |
| 4.5.1 对有机物去除率的影响 |
| 4.5.2 对氨氮及总氮去除效果的影响 |
| 4.5.3 对总磷去除效果的影响 |
| 4.5.4 建议运行条件 |
| 4.5.5 污染物负荷率对去除效果的影响 |
| 4.6 梯级渗滤人工湿地动力学方程 |
| 4.6.1 有机物去除的动力学方程 |
| 4.6.2 总氮去除的动力学方程 |
| 4.6.3 总磷去除的动力学方程 |
| 4.7 梯级渗滤人工湿地与常见湿地比较 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 梯级渗滤人工湿地微生物多样性研究 |
| 5.1 试验安排 |
| 5.2 不同季节组合湿地运行情况 |
| 5.2.1 冬季湿地模型污染物去除情况 |
| 5.2.2 春夏季湿地模型污染物去除情况 |
| 5.2.3 冬季与春夏季处理效果的比较 |
| 5.3 不同季节组合湿地微生物种群分析 |
| 5.3.1 冬季 PCR-TGGE 试验结果与讨论 |
| 5.3.2 夏季 PCR-TGGE 试验结果与讨论 |
| 5.3.3 冬、夏两季组合湿地微生物种群结构比较 |
| 5.4 细菌种群多样性与湿地去污能力关系研究 |
| 5.4.1 冬季细菌种群多样性与湿地污染物去除效果的关系 |
| 5.4.2 夏季细菌种群多样性与湿地污染物去除效果的关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B. 作者在攻读博士学位期间取得的科研成果目录 |
（8）滇西北高原典型湿地湖滨带水—基质—植物系统的净化功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的意义 |
| 1.2 国外研究现状 |
| 1.3 国内研究现状 |
| 1.4 存在问题与发展趋势 |
| 2. 研究思路与方法 |
| 2.1 研究地概况 |
| 2.2 研究思路 |
| 2.2.1 研究内容 |
| 2.2.2 研究步骤与技术路线 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 野外研究 |
| 2.3.2 室内实验 |
| 2.3.3 实验分析与数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 湖滨带迎、背水面淤泥特征变化 |
| 3.1.1 湖滨带迎、背水面淤泥沉积特征 |
| 3.1.2 湖滨带迎、背水面淤泥化学性质变化 |
| 3.2 湖滨带植物作用下的水质变化 |
| 3.2.1 总氮变化 |
| 3.2.2 铵态氮变化 |
| 3.2.3 硝态氮变化 |
| 3.2.4 总磷变化 |
| 3.2.5 磷酸盐变化 |
| 3.2.6 COD变化 |
| 3.2.7 剑湖出水口水质 |
| 3.3 室内基质对污水的净化作用 |
| 3.3.1 总氮变化 |
| 3.3.2 总磷变化 |
| 3.3.3 COD变化 |
| 3.3.4 小结 |
| 3.4 室内湿地植物对污水的净化作用 |
| 3.4.1 总氮变化 |
| 3.4.2 铵态氮变化 |
| 3.4.3 硝态氮变化 |
| 3.4.4 总磷变化 |
| 3.4.5 磷酸盐变化 |
| 3.4.6 COD变化 |
| 3.4.7 小结 |
| 4 结论与讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表论文 |
（9）人工湿地基质除磷机理及影响因素研究（论文提纲范文）
| 1 人工湿地基质中磷的形态 |
| 2 人工湿地基质除磷机理 |
| 2.1 沉积作用 |
| 2.2 沉淀与吸附作用 |
| 2.3 微生物吸收和过量积累 |
| 3 基质除磷的效果 |
| 4 基质除磷的影响因素 |
| 4.1 p H值 |
| 4.2 进水磷负荷 |
| 4.3 温度 |
| 4.4 溶解氧 |
| 4.5 竞争效应 |
| 4.6 水力条件 |
| 4.7 运行方式 |
| 5 基质除磷的研究展望 |
| 5.1 除磷机理 |
| 5.2 实验室试验与野外试验的差异 |
| 5.3 除磷基质选择及级配 |
| 5.3.1 选择高效除磷基质 |
| 5.3.2 基质反级配 |
（10）BAF强化人工湿地工艺处理生活污水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 人工湿地概述 |
| 1.1.1 人工湿地的概念 |
| 1.1.2 人工湿地的分类 |
| 1.1.3 人工湿地构成要素及作用 |
| 1.1.4 人工湿地处理技术的特点 |
| 1.2 人工湿地的研究现状及研究趋势 |
| 1.2.1 人工湿地技术的发展 |
| 1.2.2 人工湿地的研究现状 |
| 1.2.3 人工湿地的研究趋势 |
| 1.3 人工湿地强化技术研究及强化系统的提出 |
| 1.3.1 人工湿地强化技术研究 |
| 1.3.2 BAF污水处理技术 |
| 1.3.3 BAF强化人工湿地处理系统的提出 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新性 |
| 第二章 人工湿地处理生活污水试验研究 |
| 2.1 人工湿地的构建与运行 |
| 2.1.1 人工湿地构建 |
| 2.1.2 试验水质 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 水质测定方法 |
| 2.3 人工湿地影响因素研究 |
| 2.3.1 水利条件对湿地去除效果的影响 |
| 2.3.2 pH对人工湿地去除效果的影响 |
| 2.3.3 COD/N比对人工湿地运行效果的影响 |
| 2.4 人工湿地对生活污水的处理效果研究 |
| 2.4.1 人工湿地对有机物的去除效果 |
| 2.4.2 人工湿地对氨氮的去除效果 |
| 2.4.3 人工湿地对TN的去除效果 |
| 2.4.4 人工湿地对TP的去除效果 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 湿地基质除磷及去污性能研究 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 基质去污性能比较试验 |
| 3.2 基质对磷的吸附性能研究 |
| 3.2.1 磷的吸附平衡时间及吸附速率 |
| 3.2.2 磷的吸附等温线分析 |
| 3.2.3 磷吸附的影响因素研究 |
| 3.3 湿地基质的去污性能研究 |
| 3.3.1 出水pH值 |
| 3.3.2 对有机物的去除 |
| 3.3.3 对氨氮的去除 |
| 3.3.4 对TP的去除 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 曝气生物滤池处理生活污水试验研究 |
| 4.1 试验装置与工艺路程 |
| 4.1.1 试验装置 |
| 4.1.2 工艺流程 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 BAF的挂膜 |
| 4.2.2 改变BAF的曝气量 |
| 4.2.3 改变BAF的进水量 |
| 4.2.4 BAF在最佳运行条件下的处理效果 |
| 4.3 BAF处理生活污水的影响因素研究 |
| 4.3.1 气水比对BAF处理效果的影响 |
| 4.3.2 水力负荷的对处理效果的影响 |
| 4.4 BAF对生活污水的处理效果研究 |
| 4.4.1 BAF对有机物处理效果 |
| 4.4.2 BAF对氨氮的处理效果 |
| 4.4.3 BAF对TN处理效果 |
| 4.4.4 BAF对TP处理效果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 强化工艺处理生活污水试验研究 |
| 5.1 强化工艺组成及试验过程 |
| 5.1.1 强化工艺组成 |
| 5.1.2 试验水质 |
| 5.1.3 试验过程 |
| 5.2 强化工艺对生活污水的处理效果研究 |
| 5.2.1 强化工艺对有机物的处理效果 |
| 5.2.2 强化工艺对氨氮及总氮的处理效果 |
| 5.2.3 强化工艺对TP的处理效果 |
| 5.3 BAF对人工湿地的影响 |
| 5.3.1 BAF对湿地处理效果的影响 |
| 5.3.2 BAF对湿地溶解氧的影响 |
| 5.4 强化工艺中污染物沿程分布规律研究 |
| 5.4.1 有机污染物沿程分布规律研究 |
| 5.4.2 强化工艺中氮形态分布及转化规律研究 |
| 5.4.3 强化工艺中TP分布研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 强化工艺反应动力学研究 |
| 6.1 工艺机理探讨 |
| 6.1.1 BAF处理污染物机理 |
| 6.1.2 人工湿地处理污染物机理 |
| 6.2 强化工艺中污染物反应动力学研究 |
| 6.2.1 污水处理数学模型 |
| 6.2.2 强化工艺动力学模型 |
| 6.2.3 强化工艺污染物去除模拟结果分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
四、人工复合生态床的除污性能及流态（论文参考文献）
- [1]复合垂直流人工湿地设计与污染物去除效果研究[D]. 邢芳芳. 辽宁大学, 2020(01)
- [2]氧化石墨烯对人工湿地生态系统除污性能影响研究[D]. 王瑶瑶. 东南大学, 2020
- [3]三级绿狐尾藻表面流人工湿地对养殖废水处理效应研究[J]. 姚燃,刘锋,吴露,蒋倩文,徐娟,罗沛,吴金水. 地球与环境, 2018(05)
- [4]人工湿地非稳态条件下水力停留时间分布规律研究与模拟[D]. 柳登发. 重庆大学, 2015(06)
- [5]人工湿地—稳定塘组合生态系统对污染水体的处理[D]. 朱平. 华东交通大学, 2014(02)
- [6]亚硝酸盐对强化生物除磷工艺的影响研究[D]. 韩猛. 长安大学, 2013(06)
- [7]梯级渗滤人工湿地处理城市污水试验研究[D]. 林艳. 重庆大学, 2012(02)
- [8]滇西北高原典型湿地湖滨带水—基质—植物系统的净化功能研究[D]. 李莎莎. 西南林业大学, 2011(01)
- [9]人工湿地基质除磷机理及影响因素研究[J]. 王荣,贺锋,徐栋,武俊梅,吴振斌. 环境科学与技术, 2010(S1)
- [10]BAF强化人工湿地工艺处理生活污水试验研究[D]. 韩晓丽. 北京化工大学, 2010(10)