一、灰水作为渗透液时土壤的渗透特性研究（论文文献综述）
高颖,鲍大忠,赵国杰,薛卫峰,魏巍,马腾飞[1]（2021）在《高矿化度矿井水磁化配浆及在巷道过断层中的应用》文中提出为保障构造复杂区大巷安全快速掘进,超前对断层及其破碎带进行注浆加固。通过室内实验研究了高能磁和高矿化度矿井水对黏土、水泥浆液性能的影响。依据钻孔探测结果采用分类注浆技术,对断层及其破碎带进行了实践加固。结果表明:通过高能磁和高矿化度矿井水对浆液改性,可以提高黏土浆液的抗渗性约1个数量级,缩短水泥浆液初凝时间约43min,提高水泥试块抗压强度30.8%～31.1%。对断层破碎区以改性水泥浆液注浆加固为主,对断层相对完整区以改性黏土浆液注浆封堵为主,对断层-巷道交汇区以化学浆液注浆为主的分类注浆技术有效地保障了大巷安全快速通过断层。研究成果为构造复杂矿区巷道过断层提供了借鉴。
罗嘉铭[2]（2021）在《重力驱动仿生膜处理有机微污染水的研究》文中指出有机微污染物（OMPs）是一种广泛存在于自然水环境中的工业和农业废水排放中,含量低,有毒,有害且难以得到完全降解的化学污染物。OMPs会改变和污染环境,对环境中的生物造成不利影响。环境中有多种不同的有机污染物,其含量一般较低。常见的有机微污染物主要以下几种:内源性干扰化学品（EDC）、药品类（PPCPs）、生活用品类、工业化合物以及农药杀虫剂。膜分离技术在处理有机微污染物（OMPs）中具有重要作用。然而,目前膜分离技术仍然存在由于膜污染与浓差极化而导致渗透通量降低的问题,对膜进行改性是其中一种常用的解决手段。活性炭（activated carbon,AC）已经被广泛应用于水中污染物的去除当中。AC对多种污染物具有优良的吸附性能,但活性炭较容易吸附饱和,需要更换或再生活性炭。漆酶（Laccase）根据化学构成,其属于多酚氧化酶。漆酶可有效降解多种不同种类的有机微污染物,但游离的漆酶处理效果较低且容易失活。在充分考虑膜处理技术,AC的吸附作用以及漆酶对有机微污染物的分解作用后,选择了将活性炭以物理的方式负载于膜面的方法,采用重力作为过滤驱动力,制备出了重力驱动吸附膜（Gravity-driven adsorption membrane,GDAM）;然后,在重力驱动吸附膜的基础上添加漆酶,使漆酶固定化,制备具有生物降解特性的重力驱动仿生膜（activated carbon gravity-driven biomimetic membrane,AC-GDBM）,以提高对OMPs的截留率,减少膜污染,增加膜通量,降低系统运行成本。因此,本实验将分为重力驱动吸附膜和重力驱动仿生膜两部分进行研究。第一部分,本实验首先研究活性炭的形状、尺寸与材料对制备重力驱动吸附膜的影响以评估其性能。结果表明:0.15 mm的木质粉状活性炭作为吸附剂的活性炭吸附膜（AM）有更好的CBZ去除率和较低的渗透通量。第二部分,本实验研究不同运行参数（活性炭和漆酶负载量、卡马西平浓度、静水高度及转速）对重力驱动仿生膜（AC-GDBM）去污能力及稳定性的影响,并对其去除污染物的机理进行探究。分析结果表明:在AC添加50 g m-2,漆酶添加量30 g m-2,CBZ浓度10 mg L-1、静水高度5 cm的条件下可达最佳的有机微污染物去除效果。另外,与静态AC-GDBM相比,动态AC-GDBM能够维持较好的CBZ去除能力,减缓了低渗透问题。有机微污染物在重力驱动仿生膜处理过程中可分为三个阶段,第一阶段的主要机理是膜分离,第二阶段是活性炭吸附和膜分离进行共同作用,第三阶段的有机微污染物去除主要机理为漆酶对污染物的吸附,同时漆酶对污染物进行原位降解。
冯亚松[3]（2021）在《镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评》文中认为工业污染场地的绿色可持续修复及安全再利用不仅是当前环境岩土工程学科的难点,也是我国污染场地修复工作的迫切需求。当前固化稳定化技术中广泛使用的水泥具有能耗高、污染重等环境友好性差的弊端。因此研发可持续固化剂并开展固化工业重金属污染土的效果测评研究,对丰富环境岩土工程的研究内容,推进我国污染场地修复具有重要意义。本文以国家重点研发计划项目（No.2019YFC1806000）、国家自然科学基金项目（Nos.41877248、41472258）、国家高技术研究发展计划项目（No.2013AA06A206）和江苏省环保科研课题（No.2016031）为依托,以工业重金属污染土的高效修复和工业废弃物的资源化利用为目标,结合我国工业污染场地污染特征和绿色可持续修复需求,通过室内试验、现场试验及数值模拟,对可持续固化剂研发与性能测评进行了系统研究。取得主要研究成果如下:（1）研发了针对镍锌污染土的钢渣基可持续固化剂,查明了固化土的环境土工特性。通过室内试验,研究了钢渣基固化剂对污染土无侧限抗压强度、重金属浸出浓度、酸碱度、电导率和基本土性等环境土工特性参数的影响规律。结果表明:钢渣基固化剂能够提高污染土的无侧限抗压强度和p H值,降低污染土浸出毒性与电导率;钢渣基固化剂加入后,污染土的液限、比表面积、有机质含量、黏粒组分含量降低,阳离子交换量、比重、最大干密度及砂粒组分含量增加。（2）揭示了污染土强度提升和重金属稳定的控制机理。通过对污染土的孔隙结构、酸缓冲能力、重金属化学形态、X射线衍射及对固化剂净浆的X射线衍射、扫描电镜和能谱分析,查明了固化土的微观特性和反应产物。结果表明:水合硅酸钙对土颗粒的胶结作用及钙矾石、氢氧化钙石和重金属沉淀的填充作用,减少污染土孔隙体积,促进固化土强度提升;氢氧化镍、镍铁双层状氢氧化物、锌酸钙和碱式氯化锌等产物、水合硅酸钙的物理包裹及钙矾石的离子交换作用促进重金属化学稳定性增加;碱性反应产物显着提升污染土的酸缓冲能力;污染土酸缓冲能力和重金属化学稳定性的增加共同导致重金属浸出浓度降低。（3）研究了不同拌和含水率和压实状态下固化土的重金属浸出特性。通过毒性浸出和半动态浸出试验,查明了拌和含水率和固化土压实度（干密度）对固化土重金属浸出浓度和表观扩散系数的影响规律。结果表明:拌和含水率（17%～26%）对固化土重金属浸出浓度的影响高达50%;重金属浸出浓度最低值对应的拌和含水率与击实试验获得的固化土最优含水率接近;固化土压实度（75%～100%）的增加促进重金属浸出浓度和重金属表观扩散系数降低。拌和含水率对固化土浸出特性的影响源于重金属化学形态和固化土孔隙分布的差异。重金属化学形态和固化土粒径分布造成不同压实度条件下固化土浸出特性的变化。（4）研究了干湿交替作用下固化土环境土工特性的演化规律。通过改进ASTM D4843试验,分析了干湿交替作用下固化土的质量损失、无侧限抗压强度和重金属浸出浓度的响应过程,阐明了固化土的劣化机理。结果表明:随着干湿循环次数的增加（24次内）,固化土相对累积质量损失率和无侧限抗压强度变化率呈现先增加后降低的趋势,转折点对应干湿循环次数均为18次;重金属浸出浓度变化率呈现先降低后增加的趋势,转折点对应干湿循环次数为6次。固化土劣化的主要原因是固化土的孔隙分布和重金属化学形态变化。（5）测评了扩散和渗透作用下固化土的重金属运移参数。通过柱状扩散试验和柔性壁渗透试验,研究了一维扩散和渗透作用下重金属的运移特征,对比了污染土固化前后重金属的有效扩散系数、分配系数和渗透系数。结果表明:随着扩散时间的增加,与土样接触溶液中重金属浓度增加;随着渗透时间的增加,渗透液中重金属浓度降低。固化剂改变污染土的重金属运移参数。固化剂掺量8%的固化土的镍和锌有效扩散系数分别为污染土的3.75%和3.60%;重金属镍和锌分配系数分别为污染土的169和175倍。固化剂掺量8%的固化土渗透系数较污染土降低约2个数量级。（6）评价了钢渣基固化剂固化土作为道路路基填土的工程、环境和经济性能。通过现场试验,建立了固化土作为路基填土再利用的技术工艺,论证了固化土作为路基填土安全再利用的可行性,并与传统的水泥和生石灰进行了性能比较。结果表明:钢渣基固化剂固化土是一种性能优越的道路路基填土。固化土的回弹模量满足《城市道路工程设计规范》（CJJ37-2012）中快速路和主干路回弹模量设计值,重金属浸出浓度低于《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）中IV类地下水标准限值。钢渣基固化剂工程性能指标与水泥接近,优于生石灰;钢渣基固化剂环境和经济性能指标均优于水泥和生石灰。（7）研究了自然暴露场景下固化重金属污染土的长期稳定性和污染物运移特征。通过现场试验和数值模拟,研究了固化土作为路基填土安全再利用的长期稳定性,预测了固化土中重金属向离场土的运移距离。结果表明:监测600天内,固化土重金属浸出浓度持续降低、回弹模量持续增加。固化土的重金属运移距离小于5 cm;服役50年后,污染土中锌向离场土的扩散距离为18.9 cm,而固化土中锌向离场土的扩散距离为3.2 cm。
万立国[4]（2020）在《高负荷生物絮凝膜反应器（HLB-MR）捕集城市污水碳源的效能与机制》文中研究说明城市污水中蕴含大量的碳源（有机物）,如将其转化为能源加以利用,对降低污水处理能耗、减少碳排放量和实现污水处理厂能量自给都具有重要意义。由于城市污水中碳源浓度较低,很难经济高效地直接利用其产能,因此,对城市污水中碳源的高效浓缩捕集成为了实现其能源化利用的关键步骤。将生物絮凝与膜分离耦合构建的高负荷生物絮凝膜反应器,既能避免引入外加化学药剂带来的负面影响,又能实现有机物的高效捕集和膜污染的有效缓解,成为了一种非常有吸引力的城市污水碳源浓缩捕集技术。但目前关于该技术尚存在不同构型和不同处理对象的反应器参数需进一步优化、温度对反应器捕集城市污水碳源效能的影响机制不清楚、反应器的膜污染控制技术需要进一步开发等问题。本论文采用膜孔径较小（0.03μm）的中空纤维超滤膜组件构建了圆柱体结构的高负荷生物絮凝膜反应器（HLB-MR）,并围绕上述有待解决的科学问题展开了研究。具体研究内容和结论如下:首先,对HLB-MR反应器的污泥停留时间（SRT）进行了优化研究并探析了其影响机制。研究表明:在0.2d、0.6d和1.0d三个短SRT条件下,随着SRT的增加,HLB-MR反应器内胞外聚合物（EPS）的含量逐渐增加,更多EPS和金属（钙、镁、铁）离子之间形成了桥连,增强了胶体有机物的生物絮凝效果,反应器内膜污染逐渐减轻,但是有机物的矿化率逐渐升高,有机物的捕集效率逐渐降低。从有机物回收效果与膜污染控制两方面综合比较,确定SRT为0.6d是HLB-MR反应器较优的控制参数,在该条件下,胶体COD的絮凝效率高达90%,膜污染程度较轻;总COD的回收率可高达80%以上。随着SRT的变化,HLB-MR反应器内微生物的群落结构发生了显着变化;Acinetobacter、norank＿f＿norank＿o＿Saccharimonadales为上清液优势物种,可能会造成更大的膜污染,Ornithinibacter、Trichococcus、norank＿f＿norank＿o＿norank＿c＿Actinobacteria为底泥中优势物种,可能对促进生物絮凝有更好的效果。除对SRT参数进行优化外,也对溶解氧（DO）参数进行了优化研究并探析了其影响机制。研究表明:当HLB-MR反应器的DO浓度分别控制在1～2mg/L和6～8mg/L时,DO浓度升高,反应器中EPS的含量增加,更多EPS和金属（镁、铝）离子之间形成了桥连,增强了胶体有机物的生物絮凝效果,提高了有机物的捕集效率,但反应器内膜污染反而增加,高DO浓度反应器内浓缩液黏度较高、上清液中EPS-多糖的含量较高、浓缩液中细小粒径颗粒（0～1μm）比例较高均有可能是造成膜污染加重的主要原因。鉴于DO为1～2mg/L时,反应器仍然能达到83%的絮凝效率和70%以上的有机物捕集效率,从有机物回收、膜污染控制与运行成本等方面综合比较,确定DO浓度为1～2mg/L是HLB-MR反应器较优的控制参数。不同DO浓度的两HLB-MR反应器内浓缩液底泥和上清液的微生物群落差异显着,且底泥微生物群落与进水中微生物群落更为相似。随着DO的提高,Actinobacteria和Saccharibacteria在反应器底泥中的相对丰度增加,可能对生物絮凝有促进作用。在工艺参数优化的基础上,根据我国不同地区不同季节城市污水的水温特征,选取8℃、15℃和25℃三个典型温度,从温度适应性的角度研究HLB-MR反应器捕集城市污水碳源的效能与机制。研究表明:随着温度的升高,HLB-MR反应器有机物的捕集效率逐渐增大,但在低温（8℃）条件下,HLB-MR反应器仍至少可以回收65%以上的进水COD。三个温度下,HLB-MR反应器的生物絮凝效率均与微生物分泌出的EPS量和污泥基质中摄取的阳离子（钠、钙和铝）量呈正相关关系,15℃时的絮凝效率最高,低温（8℃）条件下生物絮凝效果较差与液体的黏度增大和亚微米颗粒由无规则布朗运动引起的扩散运动速度降低等因素有关,而高温（25℃）条件絮凝效果变差的原因可能主要是存在污泥絮体解体现象。在15℃和25℃温度条件下,HLB-MR反应器都适用于捕集回收城市污水中的碳源,而且膜污染较轻,能保证系统的持续稳定运行。但是,过低的温度（8℃）对HLB-MR反应器的COD去除效果、有机物回收效果、生物絮凝效果和膜污染都产生了负面的影响。在寒区低温季节可采用适当增加SRT、提高曝气强度、投加粉末活性炭、增强反冲洗或降低膜通量（增加膜面积）等措施来克服温度降低带来的不利影响。最后,从膜污染控制出发,在原HLB-MR反应器的基础上,增加低强度超声间歇离线辐射浓缩液回流系统,构建了超声辅助HLB-MR反应器并开展了研究。结果表明:超声辐射对HLB-MR反应器的COD去除效率、有机物捕集效率和生物絮凝效果的影响不大,但超声辅助HLB-MR反应器的膜污染得到了有效缓解,这主要归因于超声辅助反应器内浓缩液黏度、结合态EPS和上清液胶体有机物含量的降低所带的正面影响大于因污泥絮体尺寸减小所带来的负面影响。整合超声能有效清洗污染和改变浓缩液特性两方面的优势,构建了超声辅助HLB-MR工艺升级系统,该系统能有效保证工艺的稳定性和进一步提升所捕集浓缩液的后续资源回收率。超声辐射能导致HLB-MR反应器内微生物群落结构发生显着变化,倾向以浮游形式存在的Neisseriaceae和norank＿o＿＿HTA4比较容易从絮体内部和絮体表面脱离,可能会引起较严重的膜污染,而底泥中的优势细菌Comamonadaceae和Intrasporangiaceae,可能会起到较好的絮凝作用。本论文研究成果可为HLB-MR反应器的工程化应用奠定理论基础,为城市污水资源/能源化中关键的碳源分离单元提供一种可行的工艺,对实现污水处理厂向能量平衡或“碳中和”运行方向的转变具有积极的推动作用。
谢梦飞[5]（2020）在《中空纤维膜接触器耦合磷酸钾镁结晶分步回收尿液中氮磷钾的研究》文中研究指明污水处理过程中的能源与资源回收受到越来越多的关注。尿液废水中含有丰富的氮、磷、钾元素,若能实现回收利用,不但可减轻污水处理厂脱氮除磷的压力,降低地表水体氮、磷污染的负荷,而且还可以在一定程度上补充肥料的需求。基于此,本研究提出了中空纤维膜接触器（Hollow Fiber Membrane Contactor,HFMC）耦合磷酸钾镁结晶技术（Mg KPO4,MPP）来分步回收尿液废水中的氮、磷、钾,对尿液废水中营养元素的回收技术具有重要的意义。首先研究了吸收液类型（H3PO4、H2SO4、HNO3）对HFMC回收氨氮效能及肥料组分的影响。结果表明,使用H2SO4作吸收液时氨氮回收效能最优,其次是H3PO4和HNO3。肥料分析结果表明,以H2SO4和HNO3作吸收液时,仅可获得含有N的单一组分液体肥料;而以H3PO4作吸收液时,可以获得N-P复合液体肥。为了获得N-P复合液体肥料,以H3PO4为吸收液对HFMC回收氨氮的操作参数进一步优化。研究结果表明,当停留时间为16 h时效果最好,回收率为88.47±0.01%。H3PO4的浓度对氨氮跨膜传质影响不大,但会影响肥料组分。不同H3PO4浓度（1～4 M）下获得的液体肥料中N和P含量分别为21.29～55.24 g/L和99.41～284 g/L,均为（NH4）2HPO4和NH4H2PO4的混合物,其它离子均被截留在料液侧。随着吸收液浓度的增加,液体肥料中（NH4）2HPO4比例逐渐降低,NH4H2PO4比例逐渐升高。对HFMC的出水进行磷酸钾镁（MPP）结晶研究,考察了镁源和Mg:（N+K）:P摩尔比对NH4+、PO43-和K+回收的影响。结果表明,以Mg Cl2为镁源,当Mg:（N+K）:P摩尔比为1.3:1:1时,对残余NH4+和PO43-的回收效果最佳,回收率分别为88.26±0.31%和96.76±0.17%,此时89.52±0.14%的外加Mg2+也可被同步回收。高K+的溶液体系有效抑制了磷酸钠镁（Mg Na PO4）的生成。结晶产物的XRD分析结果表明,所获晶体为磷酸铵镁（Mg NH4PO4）和磷酸钾镁（Mg KPO4）的混合物,并未发现Mg Na PO4。最后对中空纤维膜接触器耦合磷酸钾镁技术（HFMC+MPP）分步回收尿液废水中的氮、磷、钾开展了经济性评价。通过对该技术实施过程中投入成本及收益的估算可得收益为1582.351元/m3尿液,具有一定的经济效益。
代文臣[6]（2019）在《提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究》文中认为城市污水处理通常采用传统活性污泥法及其变型工艺来实现污染物去除和水质达标排放。然而,污水本身是一种宝贵的资源,其中含有高价值的再生水、营养物质及化学能。传统处理方法通过高耗能实现污染物去除,但未进行相应资源回收。因此,通过技术方式改变,使污水处理转变为污水资源回收,即污水资源化,有望成为实现水环境治理可持续发展的重要途径。污水资源化的主要目标是在出水水质达标的前提下,实现有机碳捕集、能量回收以及再生水的产出。然而,现有资源化工艺往往碳捕集效率不高且产能效果不佳。为此,本论文开展了生物吸附MBR组合RO强化碳捕集和营养物浓缩,以及捕集浓缩液强化产能和脱氮除磷的污水资源化工艺研究,通过对有机物捕集性能、浓缩液产能和脱氮除磷性能的考察以及针对生物吸附碳捕集机理、污泥破壁机理和全程自养脱氮机制的深入分析,构建高效污水资源化系统。主要研究成果如下:（1）构建高负荷膜生物反应器和新型高速接触-稳定膜生物反应器两种生物吸附工艺,比较运行研究表明,随着泥龄（SRT）的增加（0.5～1.8 d）,两MBR出水效果和生物吸附性能逐渐提高,碳捕集率逐渐降低而膜污染逐步缓解;与高负荷MBR相比,高速接触-稳定MBR生物吸附性能占优,接触池的污泥经过稳定池后使微生物细胞内外层处于“空腹”状态,进入接触池后EPS含量快速上升,污泥吸附性能得到迅速提高,在0.5 d SRT条件下,高速接触-稳定MBR碳捕集率达到56.9%。膜污染分析表明MBR膜滤饼层污染物主要成分为蛋白质和多糖,高速接触-稳定MBR在膜污染控制方面较高负荷膜生物反应器具有一定优势。微生物群落分析证明,Chloroflex菌门相对丰度的提高有利于污泥絮凝性能的提高。SRT为1.2 d时,高速接触-稳定MBR的单位体积浓缩液甲烷产率为1073 mL·L-1,转化电能4.28×10-3 kW·h,证明高速接触-稳定MBR是一种适用于城市污水资源化的碳捕集工艺。（2）采用反渗透（Reverse Osmosis,RO）膜实现再生水的产出、营养物及剩余有机物的捕集,构建高速接触-稳定MBR-RO和UF-RO资源捕集双膜系统,比较运行研究表明双膜系统产出再生水水质良好,而单独的RO膜对总氮（TN）、总磷（TP）和COD的捕集浓缩效率分别稳定在71%、80%和71%以上。相比MBR,直接UF过滤出水COD浓度较高,致使RO膜污染加重;同一水质条件下,UF-RO浓缩液的产甲烷潜势高于MBR-RO,说明UF-RO在有机物回收方面具有优势,但从膜污染及能耗角度考虑,采用MBR-RO更为可行。（3）通过耦合厌氧消化和厌氧氨氧化工艺,实现捕集浓缩液有机物去除、沼气回收和脱氮。厌氧膜生物反应器（Anaerobic membrane bioreactor,AnMBR）在37天内实现快速生物启动;全程自养脱氮膜生物反应器（Completely autotrophic nitrogen removal membrane bioreactor,CANON MBR）实现好氧氨氧化菌（Aerobic ammonia-oxidizing bacteria,AerAOB）富集后,接种Anammox菌,27天后反应器运行稳定脱氮率在78.2%以上;耦合AnMBR-CANON MBR系统连续运行甲烷产率为223 mL·（g COD）-1,TN去除率为81.4%。荧光原位杂交分析证明了 AerAOB和Anammox在污泥中为优势菌种。（4）构建复合CANON MBR反应器以强化厌氧氨氧化作用,利用悬浮填料富集Anammox,扫描电镜结果显示了填料内壁生物膜Anammox所具有的火山口特征形貌;构建以硫铁矿为载体的反硝化过程以强化浓缩液脱氮并实现除磷,TN和TP去除性能显着提升;复合CANON MBR耦合硫铁矿自养反应器中捕集浓缩液的TN和TP去除率分别达到96.0%和91.7%,说明了该系统脱氮除磷的优越性。Illumina Miseq测序表明CANON MBR中悬浮污泥和生物膜两者在群落丰富度和菌种多样性上相似,包含典型Anammox的Brocadiaceae菌科在生物膜上占有优势,典型AerAOB的Nitrosomonadaceae菌科则在悬浮污泥中占有优势;在硫铁矿自养反应器中,具备自养反硝化功能的Thiobocillus和Sulfurimonas菌属占优。结合脱氮性能及菌种分析,确定了处理系统的三种脱氮路径,明晰了脱氮机制。（5）采用游离亚硝酸（Free nitrous acid,FNA）耦合过一硫酸盐（Peroxymonosulfate,PMS）破壁处理高速接触-稳定MBR捕集污泥,批式实验结果证明单位质量挥发性固体COD溶出量增加0.158 mg·（mg VS-1）,SKN和NH4+-N分别较原污泥提升123.69和64.42 mg·L-1,表明耦合反应能够显着强化污泥破解效率并相应增加细胞内COD和N的溶出;连续运行实验表明,耦合破壁处理使得反应器内溶解性COD增加及非溶解性COD明显减少,非溶解性COD的水解率提高7.06%,甲烷产率相应提高36.69%,证明FNA和PMS的耦合协同作用对系统甲烷产能具有显着强化作用。机理分析实验表明,耦合作用条件下PMS将污泥絮体氧化后导致絮体内部细胞破碎,并被扩散和转化成溶解性有机物,而FNA可以直接作用于细胞膜,溶出DNA,造成污泥的破碎和分解。（6）污水资源化工艺系统连续运行RO膜出水满足我国再生利用工业用水水质要求;碳捕集率稳定在53%～62%,经污泥破壁处理及浓缩液处理后,甲烷产率均值为200.30 mL·（L Concentrate）-1,转化电能为1.19 kW·h;TN的去除率达到95.9%,TP浓度稳定在1.0 mg·L-1以下。构建了城市污水资源化工艺路线及物料平衡,污水资源化集成系统能够实现74.7%总水量的再生水产出,43.7%总有机物的甲烷产出,70.8%的全程自养总氮脱除以及61.4%的磷去除。技术经济分析表明系统能量自给率为39.48%,扣除该项电能消耗成本后,则单位运行成本降为1.06元/吨水,污水资源化示例工程实际收益达到1.42元/吨水,实现了良好的经济效益。
黄涛[7]（2017）在《城市生活垃圾焚烧飞灰残留重金属电动去除强化技术研究》文中提出生活垃圾焚烧发电厂用于焚烧发电的前驱物主要成分包括城市生活垃圾、工业生产垃圾和农副有机质废物等,其焚烧后通过布袋收集的MSWI飞灰中富集了多种重金属元素。现有的MSWI飞灰电动修复处置技术较为单一,缺乏配套的一体化综合型修复体系,处置后飞灰的重金属去除效率较低,灰体环境危害性仍然较高。本论文立足于电动修复机制,在对所采集批次MSWI飞灰物理特性、化学组分和环境活性研究基础上,对电动修复过程中飞灰颗粒中重金属在样品区的分布集中效应展开研究,探讨一个修复周期内重金属在电解槽中释放、迁移、转化、富集途径,总结影响EKR技术修复效率主要因素。基于此,通过控制样品区pH、改变电解槽灰体堆置方式、超声波活化预处理、耦合渗透反应墙等方式强化MSWI飞灰电动修复过程,优化EKR技术工艺,以提高MSWI飞灰修复效率并显着降低修复灰体的环境危害性。MSWI飞灰粒径分布范围为7μm750μm,主要由氯化钠、氯化银钠、氯化钾、碳酸钙和四氯化硅组成,颗粒表面粗糙不平并呈现多晶熔融痕迹。飞灰残渣态含量较低,所含Zn、Pb、Cd的浸出毒性均超过《生活垃圾填埋场污染控制标准》规定的标准值,对周边环境造成的污染等级属于严重污染等级。在电动修复实验第46天,重金属在电解槽S2样品区出现浓度集中效应。在实验312天期间,在电解槽S1和S2样品区域间存在着一个明显的pH梯度带。电解槽中电导率随时间先增后降,在实验第十五天取得最大值,总体变化趋势与pH相反。电动实验过程中挖除电解槽S2区域的堆置飞灰能有效地提升MSWI飞灰残留重金属元素最终的去除效率。SD-EKR-S2和SD-EKR-S25实验体系可以有效地避免电解槽内近阳极集中效应的出现。在距阳极标准化距离00.6范围内,重金属元素在实验第618天浓度比率变化平稳,对应浓度维持在相对较低的范围内。在PC-EKR-W实验中,1:2.5固-液比条件下水洗预处理的飞灰样品经过电动修复后重金属去除效果最显着。在PC-EKR-O优化实验体系中,电压梯度、修复时间和硝酸浓度均选取L3水平时,对应的MSWI飞灰修复效率最佳,处置后灰体对水生环境存在较低风险。酸化-超声波组合预处理工艺可以更好地提高MSWI飞灰样品在电解槽样品区重金属离子的浸出量并改善离子在样品区的迁移环境和富集状况。在超声波活化实验中,当活化参数选择A3B3C2时,电压梯度变化对AUS-EKR修复系统影响最大。在AUS-EKR实验体系中,对应的拟合方程所反映的变化趋势证实了超声波空穴气泡内爆冲击及酸处理中质子基质攻击作用对MSWI飞灰样品的颗粒物化特征改变的影响。耦合系统对MSWI飞灰中残留重金属的去除效率要显着高于单独的电动系统,在耦合系统电解槽渗透反应墙安置处加入一定浓度的草酸有利于进一步提高重金属去除率。总体而言,本文根据MSWI飞灰电动特性及重金属集中效应,从工艺调整、pH调控、基质物化特性改善、回收重金属等角度通过改变飞灰堆置方式,循环使用阳离子缓冲溶液,增设水洗、酸洗、超声波等预处理工艺,耦合联用反应渗透墙技术方式完善MSWI飞灰强化电动修复体系设计、组装、优化等基础工作,为MSWI飞灰电动修复的规模化推广提供了理论支撑和技术指导。
王平,李江山,薛强[8]（2014）在《淋洗剂乙二胺四乙酸对重金属污染土工程特性的影响》文中研究说明以重金属铅（Pb2+）污染土和淋洗剂乙二胺四乙酸（EDTA）为研究对象,通过批次试验研究了不同浓度EDTA的淋洗对Pb2+污染土的渗透特性、持水特性、压缩特性、抗剪强度等工程特性的影响,为淋洗修复后土壤的二次利用提供参数支持。基于矿物成分、孔隙结构等微观试验,揭示了土壤工程特性变化的内在机制。研究结果表明,当淋洗剂EDTA浓度从0增加到0.15 mol/L,经淋洗修复后的污染土壤pH值从7.94下降到5.12,渗透系数降低超过一个数量级,黏聚力降低50%以上,而内摩擦角增大,持水性能提高,孔隙比从0.81下降到了0.76。微观试验的结果表明,随着淋洗剂浓度的增大,土壤中的蒙脱石、钠长石和伊利石矿物含量减少,石英矿物含量增加,其中蒙脱石含量从7.87%下降到了0.07%,而石英矿物含量增加了11.09%;淋洗后土壤单位质量进汞量由0.22 ml/g降低到0.15 ml/g,土壤总孔隙体积减少。重金属污染土淋洗修复工程在考虑重金属去除率及经济性指标的同时,还应考虑淋洗剂对土壤工程特性的弱化。
程帅[9]（2012）在《猪粪水渗漏对土壤有机质、微生物含量及其多样性影响的模拟研究》文中提出我国养猪业在世界上规模最大,据统计,2010年,我国生猪出栏6.67亿头,占世界出栏生猪数的49%。在生猪出栏量增加的同时,猪场粪污水产量也迅速增加,而且养猪业产生的粪便、尿液和污水具有量大、流动性强以及不易贮存等特点,极易污染土壤和水源。为了研究猪粪污水在土壤中的渗透规律,探索污水中的微生物进入土壤系统后其数量和多样性变化及其对地下水源的影响,本试验采用模拟土柱的方法,研究了猪粪作用于土壤后,土壤含水率、酸碱度、有机质含量等指标的变化情况,并利用分子生物学方法分析了受到猪粪污染后的土壤中微生物在不同土层中的分布情况,选取了具有代表性的土层对微生物进行了宏基因组测序。本试验得到以下主要结果：通过测定发现,粪便中的微生物可以降低土壤pH,所有土层的土壤pH值均在7以下靠近7,对土壤性状有所改良。土壤含水率值皆在20.37%-27.92%之间,波动范围很小。土层的土壤有机质含量相差较大,最大值为MM组加猪粪水后270cm深度处有机质含量值,最大为28.1810g/kg,最小值为MW组加粪污前180cm深度处的有机质含量值,最小为1.0177g/kg。通过扩增方法获得了高产量和高特异性的PCR产物,片段长度约为200bp左右,为目标条带,无明显非特异性扩增。各样品中tags丰度分析表明unique tag的丰度为1,说明在测序过程中绝大多数unique tag只被测到一次,测序数据可信度强。随着土壤深度的增大,微生物DNA浓度越小,即粪便对土壤的污染能力随着土壤深度的增加而降低。在土壤深度60cm以上微生物含量较丰富,达到90cm以下时,微生物的含量很少。粪便本身及土壤表面微生物种群较底层更为丰富。通过土壤的过滤作用,粪中的微生物种类和数量都出现了规律性的变化,且这种变化是规律性的降低。Prevotella（普雷沃氏菌属）、Escherichia（埃希菌属）、Geobacter（异化金属还原菌）、Streptomyces（链霉菌属）这4个菌属对区分样品起到重要作用。土壤能够很好的起到过滤微生物的作用。当土壤表面受到畜禽粪便污染的时候,50cm深的土壤即可有效降低微生物的数量和种类。如果在养殖场附近取用地下水或者想利用土壤达到微生物净化的目的,土壤深度应至少达到50cm。
龚勋[10]（2010）在《典型西部粉煤灰中重金属元素淋滤特性研究》文中指出西部大开发在加速煤炭资源转换利用的同时,也引发了严重的生态环境问题。燃煤污染物已经对广大西部人民的身体健康造成了直接危害,并为国内外所普遍关注。煤灰废弃物的危害性主要有两方面：一为扬尘污染,二为重金属元素浸溶污染水源。相比扬尘污染,重金属元素浸溶污染更难引起人们的重视。国内外学者在此方面已经开展了大量的研究工作,主要问题在于淋滤试验往往不能有效预测实际粉煤灰堆放时重金属元素的迁移,缺乏针对西部典型粉煤灰中重金属元素淋滤特性以及无害化处置方法系统研究。有鉴于此,本论文将以粉煤灰中重金属元素淋滤特性为主线,目标是揭示西部典型粉煤灰中重金属元素的赋存形态以及影响其浸溶特性的内在及外在因素,在同时考虑环境因素和经济因素的前提下,提出绿色、经济的排放控制方法。通过对贵州省某燃煤电站的干式储灰场的灰仓粉煤灰、堆放粉煤灰、周边土壤、地表水、地下水的采样及分析,证实了粉煤灰的堆放会对周边环境造成一定影响。所研究灰场堆放的粉煤灰中的重金属元素的迁移率大小关系为：Cd> Zn> Cu >Pb >Cr>Co,其中Cd的迁移率高达52%；利用Nemerow指数分析了不同区域土壤中重金属元素的污染情况,距离灰场较近的土壤受污染程度较高,Cd在土壤中具有最高的单污染指数；灰场的排水具有较高的pH值、电导率以及较高的重金属元素浓度,除Cu以外,所研究的重金属元素在附近河流下游中的含量都显着高于上游中的含量,并造成下游水样中Cd、Cr和Pb的含量超过了地表水质量标准。值得关注的是,粉煤灰中Cd的较大迁移率影响了其在周围土壤及水环境中的浓度分布。利用逐级提取技术研究了静电除尘器不同电场及不同工况下,典型西部粉煤灰中重金属元素的赋存形态。对于所研究煤灰中的重金属元素,残渣态的Cr、Cu和Cd含量均超过80%,性质较为稳定；末级电场的粉煤灰中的V、Cr、Cu和Cd在较易发生迁移的（离子交换态和酸溶态之和）形态中的分布较高,说明其更容易在自然环境中发生迁移。当锅炉负荷增加时,粉煤灰中的易迁移形态的重金属元素主要受到飞灰粒度变小以及未燃碳减少两个方面的影响。针对典型的西部燃煤电站粉煤灰,研究了其中部分重金属元素在不同pH值、液固比、淋滤温度、淋滤时间条件下的淋滤特性。对于所研究的粉煤灰,淋滤液pH值是影响其中主要重金属元素淋滤特性的主要因素。Visual MINTEQ模拟结果表明淋滤液pH会影响Cd、Ni和Pb的主要沉淀相Cd4（OH）6SO4和Cd（OH）2、Ni（OH）2和PbO·PbSO4的含量。随着淋滤液固比的增大,重金属元素的淋出率增大,当淋滤液固比大于30：1时,元素的淋出率增加变缓,趋于稳定。在15℃-45℃范围内,淋滤温度对Cr和Cd元素的淋出率影响并不显着,但有一定增加的趋势。不同的淋滤时间对各元素的影响并不一致,在168小时时间中,Cr和V元素的淋出率基本趋于稳定,而Cd与Pb的淋出率还呈现上升的趋势。采用下流式循环柱淋滤系统研究了典型西部粉煤灰中不同重金属元素的动态淋滤特性。Cd在柱淋滤16天以后,Co在柱淋滤9天以后的浓度增加速度减缓,有趋于稳定的趋势,而对于Pb和Zn在淋滤40天时间后的浓度依然未达到平衡。锌元素在较大粒径的粉煤灰淋出液中浓度较大,而铅元素则在较小颗粒粒径的粉煤灰淋出液中浓度较大。实际灰场堆放的灰样中重金属元素的滤出比例比柱试验中的高出一个数量级左右,但都存在Co< Cr< Pb< Zn< Cd的规律,说明通过修正,柱淋滤试验能够比批淋滤试验更好反映实际淋滤过程中不同元素的淋出特性。提出了一种利用低浓度硫酸亚铁溶液处理电厂粉煤灰的方法。对于Co、Cr和Cu元素,能较好控制其在酸性淋滤液条件下的迁移。主要机理在于氢氧化铁的物理吸附作用以及（CrxFe1-x）（OH）3和尖晶石型化合物CuxFe3-xO4等稳定二次矿物生成。处理液固比为5：1时,对三种粒径粉煤灰中Cr的控制率分别达到48.17%、40.38%和49.11%；处理后和未处理粉煤灰的柱淋滤试验的结果显示,粉煤灰中所研究元素的迁移控制率较批淋滤低,主要由于部分二次矿物的生成受到了抑制。硫酸亚铁处理方法并不能较好控制Cd、Ni和Pb在酸性条件下的迁移。
二、灰水作为渗透液时土壤的渗透特性研究（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、灰水作为渗透液时土壤的渗透特性研究（论文提纲范文）
（1）高矿化度矿井水磁化配浆及在巷道过断层中的应用（论文提纲范文）
| 1 大巷过断层的工程概况 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 工程概况 |
| 2 注浆材料室内实验 |
| 2.1 黏土渗透性影响实验 |
| 2.2 水泥性能影响实验 |
| 3 分类注浆技术应用 |
| 3.1 分类注浆技术 |
| 3.2 注浆技术应用 |
| 4 结论 |
（2）重力驱动仿生膜处理有机微污染水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机微污染物(OMPs)概述及处理方法 |
| 1.1.1 OMPs的概述 |
| 1.1.2 OMPs的常规处理方法 |
| 1.1.3 OMPs的深度处理方法 |
| 1.2 膜分离技术 |
| 1.2.1 膜分离技术概述 |
| 1.2.2 膜分离法水处理 |
| 1.3 膜污染机理、类型及控制手段 |
| 1.3.1 膜污染机理 |
| 1.3.2 膜污染类型 |
| 1.3.3 膜污染控制手段 |
| 1.4 重力驱动仿生膜 |
| 1.4.1 吸附膜 |
| 1.4.2 仿生膜 |
| 1.4.3 重力驱动吸附膜的概述 |
| 1.4.4 重力驱动仿生膜的概述 |
| 1.5 本课题主要研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 主要内容 |
| 1.6 课题来源 |
| 1.7 本章小结 |
| 第二章 实验仪器、试剂与方法 |
| 2.1 实验装置与试剂 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 药品材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 过滤实验流程 |
| 2.2.2 AC-GDBM制造 |
| 2.2.3 活性炭的选择 |
| 2.2.4 AC-GDBM去除OMPs |
| 2.3 分析项目和膜表征 |
| 2.4 计算参数 |
| 第三章 重力驱动吸附膜的制备和净水性能 |
| 3.1 重力驱动吸附膜的制备 |
| 3.2 吸附剂的影响 |
| 3.3 活性炭对重力驱动吸附膜性能的影响 |
| 3.3.1 活性炭形状 |
| 3.3.2 活性炭尺寸 |
| 3.3.3 活性炭材料 |
| 3.4 讨论与展望 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 重力驱动仿生膜的制备、性能及应用 |
| 4.1 仿生膜的制备 |
| 4.2 不同运行参数下过滤期间重力驱动仿生膜的性能表现 |
| 4.2.1 活性炭负载量 |
| 4.2.2 漆酶负载量 |
| 4.2.3 卡马西平浓度 |
| 4.2.4 转速 |
| 4.3 静水高度和仿生层组分对重力驱动仿生膜性能的影响 |
| 4.4 不同抗生素的去除效果 |
| 4.5 重力驱动仿生膜的形貌成分表征 |
| 4.5.1 表面形貌 |
| 4.5.2 膜污染物成分分析 |
| 4.6 机理分析 |
| 4.7 讨论与展望 |
| 4.8 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得与学位论文相关的成果 |
| 致谢 |
（3）镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 固化稳定化技术的研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 我国污染场地现状及修复需求 |
| 1.2.2 固化稳定化技术技术特征及应用现状 |
| 1.2.3 固化剂应用现状 |
| 1.2.4 固化稳定化效果评价研究现状 |
| 1.2.5 固化稳定化效果影响因素研究现状 |
| 1.3 钢渣在岩土工程和环境工程的应用现状及发展趋势 |
| 1.3.1 钢渣的物理化学特性 |
| 1.3.2 钢渣在岩土工程中的应用现状 |
| 1.3.3 钢渣在环境工程中的应用现状 |
| 1.3.4 钢渣激发研究现状 |
| 1.4 现有研究存在问题的进一步分析总结及问题的提出 |
| 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 |
| 第二章 钢渣基固化剂处理镍锌污染土的机理研究 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 可持续型固化剂研发 |
| 2.2.1 研发思路 |
| 2.2.2 激发剂筛选 |
| 2.2.3 电石渣和磷石膏的化学属性 |
| 2.3 试验材料与方法 |
| 2.3.1 试验材料 |
| 2.3.2 试验方案 |
| 2.3.3 试样制备 |
| 2.3.4 测试方法 |
| 2.4 固化剂组分优化试验结果 |
| 2.4.1 转炉钢渣、电石渣和磷石膏固化土的强度和重金属稳定率 |
| 2.4.2 固化剂性能影响因素分析 |
| 2.5 BCP固化土环境土工特性 |
| 2.5.1 固化土的基本土性参数 |
| 2.5.2 固化土的酸碱度和电导率 |
| 2.6 BCP固化土的强度特性 |
| 2.6.1 固化土的无侧限抗压强度 |
| 2.6.2 固化土的无侧限抗压强度与酸碱度/电导率的关系 |
| 2.7 BCP固化土的浸出毒性 |
| 2.7.1 硫酸硝酸法重金属浸出浓度 |
| 2.7.2 固化土浸出液的酸碱度和电导率 |
| 2.7.3 重金属浸出浓度与浸出液酸碱度和电导率的关系 |
| 2.7.4 浸提液p H对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.7.5 液固比对重金属浸出浓度的影响 |
| 2.8 BCP固化土的环境土工特性变化机理 |
| 2.8.1 固化土的酸缓冲能力 |
| 2.8.2 固化土中重金属化学形态 |
| 2.8.3 固化土的孔隙特征 |
| 2.8.4 BCP固化剂与重金属镍和锌反应机理 |
| 2.8.5 BCP掺量和龄期对固化土环境土工特性影响机理 |
| 2.9 本章小结 |
| 第三章 拌和含水率和压实度对固化稳定化效果影响研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方案 |
| 3.2.3 试样制备 |
| 3.2.4 测试方法 |
| 3.3 污染土拌和含水率对固化土环境土工特性影响 |
| 3.3.1 无侧限抗压强度 |
| 3.3.2 重金属浸出浓度 |
| 3.3.3 固化土酸碱度 |
| 3.3.4 固化土含水率 |
| 3.3.5 固化土干密度和比重 |
| 3.3.6 固化土颗粒分布 |
| 3.3.7 重金属化学形态 |
| 3.3.8 固化土孔径分布 |
| 3.3.9 固化土微观形态 |
| 3.3.10 固化剂掺量和污染土拌和含水率进行优化 |
| 3.4 压实度对固化土环境土工特性影响 |
| 3.4.1 无侧限抗压强度 |
| 3.4.2 重金属浸出浓度 |
| 3.4.3 固化土酸碱度 |
| 3.4.4 固化土界限含水率 |
| 3.4.5 固化土粒径分布 |
| 3.4.6 重金属的化学形态 |
| 3.4.7 固化土粒径减小后金属浸出浓度 |
| 3.4.8 固化土半动态浸出特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 干湿交替作用下固化土重金属浸出行为演化规律研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 试样制备 |
| 4.2.4 测试方法 |
| 4.3 传统试验方法测试结果与讨论 |
| 4.3.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.3.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.3.3 重金属浸出浓度和重金属全量空间分布 |
| 4.3.4 试样破坏情况 |
| 4.3.5 ASTM D4843 试验方法的局限性 |
| 4.4 改进试验方法测试结果与讨论 |
| 4.4.1 浸泡液p H值和重金属浓度 |
| 4.4.2 试样质量和无侧限抗压强度 |
| 4.4.3 土样空间均质性 |
| 4.4.4 试样破坏情况 |
| 4.4.5 土样中重金属浸出浓度和全量 |
| 4.4.6 土样pH值 |
| 4.4.7 土样干密度和粒径分布 |
| 4.4.8 重金属化学形态 |
| 4.4.9 土样孔隙分布 |
| 4.5 土样环境土工参数变化对应的干湿循环次数比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 固化土重金属扩散和渗流运移参数测评研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方案 |
| 5.2.3 试样制备 |
| 5.2.4 试验方法 |
| 5.3 扩散试验结果与讨论 |
| 5.3.1 试验前后土样土性指标 |
| 5.3.2 试验前后土样孔隙水中金属浓度 |
| 5.3.3 上层溶液金属浓度 |
| 5.3.4 有效扩散系数和分配系数计算 |
| 5.3.5 有效扩散系数的讨论 |
| 5.4 渗透试验结果与讨论 |
| 5.4.1 渗透系数 |
| 5.4.2 渗出液pH值 |
| 5.4.3 渗出液镍和锌浓度 |
| 5.4.4 渗出液钙浓度 |
| 5.4.5 USEPA 1314和USEPA 1316 试验结果比较 |
| 5.4.6 基于柔性壁渗透试验结果求算重金属运移参数 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 重金属污染土固化稳定化现场试验研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 试验场地 |
| 6.2.1 污染场地概况 |
| 6.2.2 污染土 |
| 6.2.3 下卧土 |
| 6.2.4 固化剂 |
| 6.3 固化稳定化修复 |
| 6.3.1 试验方案 |
| 6.3.2 施工工艺 |
| 6.4 固化稳定化效果评价 |
| 6.4.1 取样点位 |
| 6.4.2 测试方法 |
| 6.5 试验结果与讨论 |
| 6.5.1 气温及固化土温度 |
| 6.5.2 干密度和含水率 |
| 6.5.3 贯入阻力 |
| 6.5.4 回弹模量 |
| 6.5.5 无侧限抗压强度 |
| 6.5.6 固化土浸出毒性、酸碱度和电导率 |
| 6.5.7 固化土中重金属化学形态 |
| 6.5.8 下卧层土重金属全量 |
| 6.5.9 BCP与传统固化剂性能比较 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 固化污染土填筑路基的耐久性与重金属运移特征研究 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 试验场地概况 |
| 7.2.1 污染场地概况 |
| 7.2.2 污染土 |
| 7.2.3 离场土 |
| 7.2.4 固化剂 |
| 7.3 固化稳定化修复及监测 |
| 7.3.1 试验方案 |
| 7.3.2 固化稳定化施工工艺 |
| 7.3.3 原位测试及取样点位 |
| 7.3.4 测试方法 |
| 7.4 试验结果与讨论 |
| 7.4.1 试验期间气象条件 |
| 7.4.2 干密度 |
| 7.4.3 贯入阻力 |
| 7.4.4 回弹模量 |
| 7.4.5 重金属浸出浓度 |
| 7.4.6 固化土p H值和EC值 |
| 7.4.7 固化土中重金属化学形态分布 |
| 7.4.8 固化土重金属向离场土运移特征 |
| 7.4.9 固化土重金属向离场土体扩散运移距离预测 |
| 7.4.10 多场作用下固化土土性参数空间变异性 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 后续研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间科研成果 |
（4）高负荷生物絮凝膜反应器（HLB-MR）捕集城市污水碳源的效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 本研究由以下项目资助 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 城市污水处理技术的发展历程及面临的挑战 |
| 1.1.2 未来城市污水处理的发展方向 |
| 1.2 选题依据 |
| 1.2.1 城市污水资源回收潜能分析 |
| 1.2.2 城市污水资源化工艺路线 |
| 1.2.3 城市污水碳源捕集的意义 |
| 1.3 碳源捕集技术国内外研究现状及进展 |
| 1.3.1 化学强化捕集技术 |
| 1.3.2 高负荷活性污泥捕集技术 |
| 1.3.3 膜分离捕集技术 |
| 1.4 有待解决的科学问题 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 第2章 SRT对 HLB-MR反应器捕集城市污水碳源的影响及机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置与运行 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 总COD去除效率和有机物回收效果 |
| 2.3.2 有机物的生物絮凝效果 |
| 2.3.3 EPS与金属阳离子对生物絮凝的影响 |
| 2.3.4 反应器膜污染特性 |
| 2.3.5 微生物群落结构特征 |
| 2.3.6 实际意义分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 DO对 HLB-MR反应器捕集城市污水碳源的的影响及机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验装置与运行 |
| 3.2.2 样品与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 总COD去除效率和有机物回收效果 |
| 3.3.2 有机物的生物絮凝效果 |
| 3.3.3 EPS与金属阳离子对生物絮凝的影响 |
| 3.3.4 反应器膜污染特性 |
| 3.3.5 微生物群落结构特征 |
| 3.3.6 实际意义分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 HLB-MR反应器捕集城市污水中碳源的温度适应性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验装置与运行 |
| 4.2.2 样品与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 总COD去除效率和有机物回收效果 |
| 4.3.2 有机物的生物絮凝效果 |
| 4.3.3 EPS与金属阳离子对生物絮凝的影响 |
| 4.3.4 反应器膜污染特性 |
| 4.3.5 实际意义分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 超声辅助HLB-MR反应器的碳源捕集效能和膜污染特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验装置与运行 |
| 5.2.2 样品与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 总COD去除效率和有机物回收效果 |
| 5.3.2 有机物的生物絮凝效果 |
| 5.3.3 EPS与金属阳离子对生物絮凝的影响 |
| 5.3.4 反应器膜污染特性 |
| 5.3.5 微生物群落结构特征 |
| 5.3.6 实际意义分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）中空纤维膜接触器耦合磷酸钾镁结晶分步回收尿液中氮磷钾的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源与研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 国内外研究评述 |
| 1.2.1 尿液废水的特性 |
| 1.2.2 废水中氮回收技术 |
| 1.2.3 废水中磷回收技术 |
| 1.2.4 废水中钾回收技术 |
| 1.3 中空纤维膜接触器耦合磷酸钾镁结晶(HFMC+MPP)技术提出 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 模拟尿液废水的配置 |
| 2.2.2 浸没式中空纤维膜接触反应器的构建 |
| 2.2.3 吸收液类型对浸没式HFMC回收氨氮的影响 |
| 2.2.4 以H_3PO_4为吸收液回收氨氮参数优化及肥料组分研究 |
| 2.2.5 MPP回收残余氨及磷、钾的过程研究及优化 |
| 2.3 实验数据处理方法 |
| 2.3.1 HFMC回收氨氮过程数据处理 |
| 2.3.2 MPP过程相关数据处理 |
| 3 吸收液类型对HFMC回收氨氮效能及肥料组分的影响 |
| 3.1 吸收液类型对氨氮回收效能的影响 |
| 3.1.1 氨氮跨膜通量与传质系数 |
| 3.1.2 溶液pH的变化 |
| 3.1.3 吸收液类型对氨氮跨膜传质影响机理解析 |
| 3.2 吸收液类型对获得肥料组分的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 以H_3PO_4 为吸收液HFMC回收氨氮参数优化及肥料组分研究 |
| 4.1 停留时间对氨氮回收效能的影响 |
| 4.2 停留时间对肥料组分的影响 |
| 4.3 吸收液浓度对氨氮回收效能的影响 |
| 4.4 不同吸收液浓度下水的跨膜传质 |
| 4.5 不同吸收液浓度下膜对其它离子的截留 |
| 4.6 吸收液浓度对肥料组分的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 MPP回收残余氨、磷和钾的过程研究及优化 |
| 5.1 镁源对MPP回收残余氨、磷和钾的影响 |
| 5.1.1 残余氨、磷和钾的回收率 |
| 5.1.2 溶液pH的变化 |
| 5.1.3 结晶产物分析 |
| 5.1.4 结晶产物的沉降性能 |
| 5.2 MG:(N+K):P对 MPP回收残余氨及磷、钾的影响 |
| 5.2.1 残余氨及磷、钾的回收率 |
| 5.2.2 溶液pH的变化 |
| 5.2.3 结晶产物分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 HFMC+MPP技术回收尿液中氮磷钾成本收益估算 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 软件模拟过程 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 副导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（6）提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号与缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 城市污水处理现状及存在问题 |
| 1.1.2 城市污水处理发展方向 |
| 1.1.3 城市污水资源回收理念及工艺研究 |
| 1.2 城市污水碳捕集与氮磷浓缩 |
| 1.2.1 城市污水碳捕集与氮磷浓缩的必要性 |
| 1.2.2 城市污水碳捕集 |
| 1.2.3 污水氮磷回收与浓缩 |
| 1.3 捕集浓缩液能量回收与脱氮除磷 |
| 1.3.1 厌氧膜生物反应器技术 |
| 1.3.2 捕集污泥浓缩液预处理技术 |
| 1.3.3 自养脱氮除磷技术 |
| 1.4 本文的研究目的及内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究的目的及意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 研究思路及技术路线 |
| 2 实验材料与分析方法 |
| 2.1 化学分析方法 |
| 2.1.1 常规化学分析方法 |
| 2.1.2 其他化学分析方法 |
| 2.2 微生物表征分析 |
| 2.2.1 荧光原位杂交分析(FISH) |
| 2.2.2 DNA提取与Miseq测序 |
| 3 城市污水双膜法碳捕集及氮磷浓缩技术研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要实验内容 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 直接UF膜过滤碳捕集实验研究 |
| 3.3.2 生物吸附MBR碳捕集比较实验研究 |
| 3.3.3 UF-RO与HRCS-MBR-RO碳捕集及营养物浓缩比较实验研究 |
| 3.3.4 生物吸附MBR碳捕集机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 捕集浓缩液处理技术工艺研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要实验内容 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 AnMBR-CANON MBR处理城市污水浓缩液技术研究 |
| 4.3.2 硫铁矿自养反硝化脱氮除磷性能研究 |
| 4.3.3 复合CANON MBR反应器脱氮性能 |
| 4.3.4 浓缩液处理系统脱氮性能及脱氮机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 FNA耦合PMS污泥破壁强化浓缩液生物燃气产能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 主要实验内容 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同污泥破壁预处理的批式实验性能研究 |
| 5.3.2 FNA耦合PMS污泥破壁强化UASB产气性能研究 |
| 5.3.3 FNA耦合PMS污泥破壁机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 城市污水资源化工艺运行性能及运行成本和能耗分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验部分 |
| 6.2.2 污水资源化工艺运行成本及能耗分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 污水资源回收集成工艺运行性能研究 |
| 6.3.2 城市污水资源化工艺运行成本及能耗分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论、创新点及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（7）城市生活垃圾焚烧飞灰残留重金属电动去除强化技术研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 文献综述与立项探讨 |
| 1.1 文献综述 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 国内外研究进展现状 |
| 1.1.3 课题学术和实用意义 |
| 1.2 课题研究目的、内容、技术路线 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 技术路线图 |
| 1.3 创新之处与拟解决的关键问题 |
| 1.3.1 创新之处 |
| 1.3.2 拟解决的关键问题 |
| 1.4 预期目标 |
| 1.5 可行性论证 |
| 2 城市生活垃圾焚烧飞灰表征分析及其残留重金属环境风险评估 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 飞灰物化特性分析 |
| 2.2.1 组成成分与组成物相分析 |
| 2.2.2 飞灰粒度与形貌分析 |
| 2.3 飞灰残留重金属环境活性及环境毒性分析 |
| 2.3.1 飞灰残留重金属全量分析 |
| 2.3.2 飞灰残留重金属形态分析 |
| 2.3.3 飞灰残留重金属浸出毒性分析 |
| 2.4 飞灰残留重金属环境风险评估 |
| 2.4.1 单因子污染指数评价法 |
| 2.4.2 风险评价准则法 |
| 2.4.3 内梅罗综合污染指数法 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 城市生活垃圾焚烧飞灰电动修复集中效应研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料及实验方法 |
| 3.2.1 电动修复过程简述 |
| 3.2.2 数据记录及计算 |
| 3.2.3 MSWI飞灰样品残留重金属修复效果评价指标选取 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 电动修复过程中重金属迁移和转化特征 |
| 3.3.2 S2-集中带组成物相研究 |
| 3.3.3 pH变化趋势分析 |
| 3.3.4 电导率变化趋势分析 |
| 3.4 集中带形成机理揭示 |
| 3.5 飞灰中残留重金属修复效果评估 |
| 3.5.1 EKR处置后飞灰重金属去除率分析 |
| 3.5.2 EKR处置后飞灰中残留重金属形态分析 |
| 3.5.3 EKR处置后飞灰中残留重金属浸出毒性分析 |
| 3.5.4 EKR处置后飞灰环境风险评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 样品堆置变化对MSWI飞灰残留重金属电动去除影响研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料及实验方法 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 数据记录及计算 |
| 4.2.3 飞灰样品残留重金属修复效果评价指标选取 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 SD-EKR修复飞灰残留重金属分布特征 |
| 4.3.2 pH和EC变化趋势分析 |
| 4.3.3 飞灰堆置方式探讨 |
| 4.4 SD-EKR去除飞灰重金属优化分析 |
| 4.5 飞灰中残留重金属环境特征分析 |
| 4.5.1 SD-EKR处置后飞灰中残留重金属环境特性分析 |
| 4.5.2 SD-EKR处置后飞灰环境风险评估 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 pH控制强化MSWI飞灰残留重金属电动去除研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验方法与数据分析 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 数据分析 |
| 5.3 水洗预处理循环阳离子缓冲液强化分析 |
| 5.3.1 水灰比选择 |
| 5.3.2 阳离子缓冲溶液投加频率选择 |
| 5.4 优化分析 |
| 5.4.1 正交实验设计 |
| 5.4.2 最优组合及影响因子分析 |
| 5.5 pH控制强化机理探讨 |
| 5.6 环境风险评估 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 超声波预处理强化MSWI飞灰残留重金属电动去除实验研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验方法与数据分析 |
| 6.2.1 实验设计 |
| 6.2.2 数据分析 |
| 6.3 实验结果分析 |
| 6.3.1 US操作参数优化分析 |
| 6.3.2 电压梯度设置 |
| 6.3.3 AUS-EKR体系动力学分析 |
| 6.4 超声波活化机理探讨及本质揭示 |
| 6.4.1 电解槽内pH变化趋势分析 |
| 6.4.2 不同实验体系样品区重金属分布状况 |
| 6.4.3 物相变化 |
| 6.5 环境风险评估 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 活性炭渗透墙耦合强化MSWI飞灰电动去除实验研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 实验方法与数据分析 |
| 7.2.1 实验设计 |
| 7.2.2 数据获取与分析 |
| 7.3 液相平衡吸附试验研究 |
| 7.3.1 pH对平衡吸附影响 |
| 7.3.2 添加量对介质吸附特性影响 |
| 7.4 电动-渗透反应墙耦合系统研究 |
| 7.4.1 系统样品区pH跟踪 |
| 7.4.2 系统样品区电流密度跟踪 |
| 7.4.3 耦合系统参数组合优化 |
| 7.5 耦合系统强化机理探讨 |
| 7.5.1 物相变化分析 |
| 7.5.2 形貌变化分析 |
| 7.5.3 傅利叶红外光谱分析 |
| 7.6 浸出毒性对比与活性炭再生研究 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 发展建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B 作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
（9）猪粪水渗漏对土壤有机质、微生物含量及其多样性影响的模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 畜禽粪便的排放情况和污染危害 |
| 1.1.1 畜禽粪便的排放情况 |
| 1.1.2 畜禽粪便对环境的污染危害 |
| 1.1.3 养猪生产中的粪污排放与危害特点 |
| 1.2 土壤过滤性能的研究进展 |
| 1.3 影响猪场粪污水在土壤中渗透的因素 |
| 1.3.1 土壤性质 |
| 1.3.2 污水性质 |
| 1.3.3 土壤与污水的相互作用 |
| 1.4 宏基因组学在微生物研究中的应用 |
| 1.4.1 宏基因组学的概念及技术路线 |
| 1.4.2 宏基因组在微生物研究中的应用 |
| 1.5 本研究的主要内容和目的意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验原料和场地 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.1.3 试验主要试剂 |
| 2.1.4 试验主要试剂配制 |
| 2.1.5 试验装置示意图 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验分组 |
| 2.2.2 样品的采集、处理与保存 |
| 2.2.3 试验指标测定 |
| 2.3 数据统计与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 试验前期处理结果 |
| 3.1.1 试验用土壤的颗粒直径测定 |
| 3.1.2 试验用土壤及猪粪的基本性质 |
| 3.1.3 试验装置装猪粪污前对土层的压实效果分析 |
| 3.2 土壤含水率的变化 |
| 3.3 土壤PH变化 |
| 3.4 土壤有机质变化测定结果 |
| 3.5 A管土壤不同深度相关成分测定结果 |
| 3.5.1 土壤成分测定结果 |
| 3.5.2 A管微生物总DNA抽提和PCR扩增产物检测 |
| 3.5.3 荧光定量PCR检测结果 |
| 3.6 供高通量测序用DNA样品检测结果 |
| 3.7 高通量测序结果分析 |
| 3.7.1 基本信息结果分析 |
| 3.7.2 标准信息结果分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 土层含水率的变化分析 |
| 4.2 土壤PH值变化原因分析 |
| 4.3 有机质含量的变化分析 |
| 4.4 土壤微生物成分变化探讨 |
| 4.5 不同土壤深度微生物菌群的分子生物学分析 |
| 4.5.1 扩增产物与样品选择 |
| 4.5.2 高通量测序质量 |
| 4.5.3 稀释曲线分析 |
| 4.5.4 Bata diversity分析 |
| 4.5.5 主成分与聚类分析 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）典型西部粉煤灰中重金属元素淋滤特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状及存在的问题 |
| 1.3 本论文关注的主要问题及研究内容 |
| 2 典型西部粉煤灰堆放环境效应研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方案及样品分析 |
| 2.3 灰场堆放粉煤灰中重金属元素的迁移 |
| 2.4 灰场周围土壤中重金属元素分布 |
| 2.5 灰场周围水体中重金属元素分布 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 典型西部粉煤灰中重金属元素分布及赋存形态研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案及样品分析 |
| 3.3 不同ESPs粉煤灰中重金属元素分布 |
| 3.4 粉煤灰中典型重金属元素的赋存形态 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同淋滤条件下煤灰中重金属元素淋滤特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同淋滤PH值对重金属元素滤出特性的影响 |
| 4.3 不同淋滤固液比对重金属元素滤出特性的影响 |
| 4.4 不同淋滤温度对重金属元素滤出特性的影响 |
| 4.5 不同淋滤时间对重金属元素滤出特性的影响 |
| 4.6 VISUAL MINTEQ对粉煤灰淋滤过程的模拟 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 典型西部粉煤灰中重金属元素柱淋滤特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验方案及样品分析 |
| 5.3 典型重金属元素柱淋滤特性分析 |
| 5.4 动态与静态淋滤过程的对比分析 |
| 5.5 柱淋滤与实际淋滤过程的对比分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 典型西部粉煤灰中重金属元素控制方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方案及样品分析 |
| 6.3 不同处理条件对重金属元素迁移控制的影响 |
| 6.4 柱淋滤条件下重金属元素的迁移控制 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 总结与建议 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 下一步工作建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
四、灰水作为渗透液时土壤的渗透特性研究（论文参考文献）
- [1]高矿化度矿井水磁化配浆及在巷道过断层中的应用[J]. 高颖,鲍大忠,赵国杰,薛卫峰,魏巍,马腾飞. 中国矿业, 2021(S1)
- [2]重力驱动仿生膜处理有机微污染水的研究[D]. 罗嘉铭. 广东工业大学, 2021
- [3]镍锌复合重金属污染黏土固化稳定化研究 ——可持续固化剂研发与性能测评[D]. 冯亚松. 东南大学, 2021(02)
- [4]高负荷生物絮凝膜反应器（HLB-MR）捕集城市污水碳源的效能与机制[D]. 万立国. 吉林大学, 2020
- [5]中空纤维膜接触器耦合磷酸钾镁结晶分步回收尿液中氮磷钾的研究[D]. 谢梦飞. 北京林业大学, 2020(02)
- [6]提高碳捕集率和强化产能的城市污水资源化工艺研究[D]. 代文臣. 大连理工大学, 2019(08)
- [7]城市生活垃圾焚烧飞灰残留重金属电动去除强化技术研究[D]. 黄涛. 重庆大学, 2017(06)
- [8]淋洗剂乙二胺四乙酸对重金属污染土工程特性的影响[J]. 王平,李江山,薛强. 岩土力学, 2014(04)
- [9]猪粪水渗漏对土壤有机质、微生物含量及其多样性影响的模拟研究[D]. 程帅. 四川农业大学, 2012(07)
- [10]典型西部粉煤灰中重金属元素淋滤特性研究[D]. 龚勋. 华中科技大学, 2010(08)