一、水体重金属污染的植物修复研究(Ⅱ)——种苗过滤去除水中重金属铅（论文文献综述）
李锋民,陈琳,姜晓华,李晨光,赵莎莎,种云霄,胡洪营,高帅强[1]（2021）在《水质净化与生态修复的水生植物优选指标体系构建》文中认为水生植物水体修复技术是一种操作简单、成本低且生态友好的环境修复方式,已被广泛用于水质净化和生态修复中。但由于水生植物的种类繁多,目前选择水生植物存在一定盲目性,而其不当选择会导致植物长势不佳、净化效率低、资源化利用潜力低等问题。因此,文章构建了水质净化与生态修复植物优选指标体系。在优选植物时,应根据功能、生长特性和生物量资源化利用3个方面考虑适用度。其中,功能指标是需要关注的核心指标,包括水质净化能力和生态修复能力,分别可从促进悬浮物沉降、水体增氧、藻类抑制、氮磷吸收及蓄积、促进有机物污染物降解、重金属吸附沉淀能力方面,以及水生植物的群落构建能力、提高水生动物多样性能力、生态风险方面进行衡量。生长特性指标是植物生长的基础指标,在修复工作之初首先需要根据水体水深、水温和pH条件选定适宜生长的水生植物,此外生物量、生长速率、营养吸收部位和锚定能力等指标可用于判定植物净化潜力及长效修复效果,也可作为植物管控的依据。通过比较水生植物的资源化利用潜力,可选择具有附加经济效应的植物,以利于收割管理水生植物并实现其经济价值。该文可为生态修复工程中水生植物的优选工作提供理论基础。
吴中奎,潘俊,雷康,冯智,刘国芳,简俊杰[2]（2021）在《城市浅水富营养化湖泊生态修复中生态浮岛的研究进展》文中研究表明利用生态浮岛净化污染水体是一个处于原始状态的生态恢复过程,是一个复杂的物理化学和生物过程。其核心是水生植物及其根系微生物能够吸收氮、磷营养盐,降解水体中有机物和富集重金属离子。在国内外的一些水污染治理工程中应用了生态浮岛,并取得了一定的成效。影响污染物去除率的因素有植物品种、温度、季节、处理时间和初始浓度等。从植物及其组合、植物结构改造和水生资源利用等方面进行展望,并探讨了植物生态系统的建设和管理技术,以实现景观效益和生态功能的双赢。
范蒙蒙[3]（2021）在《贵州草海湿地沉积物-植物-附植生物膜体系重金属分布特征及其影响因素》文中认为为系统掌握草海湿地重金属的含量分布、潜在生态风险及可能来源等因素。采集贵州草海湿地上覆水-沉积物等样品,测定水和沉积物样品中重金属（Cu、Cr、Pb、Cd、As和Hg）含量,并分析沉积物中各种金属形态。结果发现:本研究选择的6种重金属中,Pb、Cd和Hg含量均超过贵州省沉积物背景临界值。然而,湿地沉积物重金属污染未必导致水体重金属超标。通过使用PLI,Hakanson和RAC等风险评估方法,对沉积物中重金属的生态风险进行评价,结果发现草海湿地沉积物主要受Cd的生态风险调控。对沉积物重金属的来源进行分析,发现环境中重金属主要来受历史土法炼锌、农业污染和生活污水排放等的影响。重金属在9种植物中的生物富集系数按顺序排列为:As>Cu>Pb>Hg>Cr>Cd,可见这些植物更倾向于对金属As的累积。水环境中的NH4+、TN及TLI可能会抑制植物对As和Pb的吸收;植物中C N P含量会促进或抑制植物对环境中As、Cd和Hg的吸收,而沉积物中C N P含量几乎不会影响植物中各重金属的累积。为了解湿地沉水植物体和附植生物膜中重金属累积特征及与其环境重金属的关系。我们收集草海沉水植物光叶眼子菜（P.lucens）和狐尾藻（M.verticillatum）及其附植生物膜样品,分析了Pb、Cd、Cu、Cr、Hg和As等重金属含量。结果表明,附植生物膜中Pb、Cu、Cr和As含量超过植物体中的含量,而Hg在植物体中含量大于其在附植生物膜中,Cd在植物体和附植生物膜中无明显分布规律;植物体、附植生物膜中重金属含量都与环境重金属含量无显着相关关系;植物体除Hg和As与少量的元素之间存在极显着负相关外,其它元素之间相关性不显着,未发现共积累的现象,但是附植生物膜中不同重金属元素之间既有共积累的现象,也有竞争关系,这种差异可能与植物体和生物膜中重金属累积机制不同有关。以上研究和发现,为草海湿地环境风险管理、污染防治及库区生态修复提供科学依据和基础数据,这对于了解草海湿地生态系统中重金属的地球化学循环具有重要意义。这些问题的发现和解决对草海湿地鸟类保护和生态风险调控具有重要的指导作用。
孟庆娟[4]（2021）在《微波辅助功能化稻壳吸附剂制备及其对水中铅镉去除效能与机制研究》文中提出矿山开采、电镀、钢铁和有色冶金等企业排放废水的所带来的铅镉等重金属污染已经成为许多国家需要面临的重要环境问题。如何降低水体中重金属对人类带来的危害已成为当今世界的研究热点和难点。吸附法因操作简单、去除效果好、成本低等优点被广泛利用,开发吸附性能优异且选择性良好的吸附剂面临挑战。稻壳是一种来源广泛的农业废弃物,作为吸附剂可以实现以废治废,但是它直接作为吸附剂吸附量低,因此本研究采用β-环糊精（β-CD）对稻壳进行改性,设计并合成高性能的功能化吸附剂;通过一系列静态实验对其吸附性能和吸附机理进行考察和探究;采用固定床反应器进行动态吸附实验及废水模拟实验,以确定其动态运行参数及其在实际废水处理中的应用及效果;最后针对现行污水处理厂处理重金属废水过程中产生的含重金属的污泥的安全处置问题,建立模糊多准则评价决策模型筛选最优污泥处置技术。主要研究内容及成果如下:（1）以环氧氯丙烷为交联剂通过微波辅助技术快速将稻壳和β-环糊精有效结合,得到高性能吸附材料并命名为β-CDMW@RH。首先通过硫酸对稻壳进行碳化,以环氧氯丙烷为交联剂和β-环糊精为改性剂,对碳化稻壳进行微波辅助快速改性。对制备参数进行了优化得到该材料最佳制备条件为:β-环糊精的用量为4.0 g,环氧氯丙烷用量为2.5 m L,7%的Na OH用量为100 m L,微波辅助时间为600 s制得β-环糊精预聚体,在此基础上继续加入碳化稻壳0.6 g,继续接枝420 s,最终得到功能化材料β-CDMW@RH。本研究采用微波辅助合成的功能吸附剂β-CDMW@RH合成时间仅为17 min即可达到理想吸附量。通过扫描电镜、傅里叶红外光谱、比表面积分析仪、热重分析、元素分析和Zeta电位等分析测试方法对β-CDMW@RH进行了表征,各种表征手段均证实材料表面出现β-CD沉积,且较原始材料增加-OH、C-O-C和R-1,4-键骨架群等β-环糊精特征官能团,说明β-环糊精在碳化稻壳表面接枝成功,同时元素分析表明改性材料亲水性较原始材料增加,也为后续吸附实验中β-CDMW@RH吸附能力增强提供佐证。（2）从多角度对功能吸附材料β-CDMW@RH的吸附性能进行考察。β-CDMW@RH在4-6的较宽初始p H值范围内具有较好去除效果,表明该材料具有较好p H值适应性,在实际废水处理中可不经过调节p H值预处理即可达到较好效果;β-CDMW@RH在20 min即可快速达到吸附平衡,表明该材料吸附速率较快,在实际的污水处理中具有操作简单、节约能源和操作费用优势;在5-35℃的低中高温度范围内都可以达到较好的吸附效果;一定浓度K+、Ca2+、Na+、Mg2+等常见重金属废水伴随离子对β-CDMW@RH去除铅镉离子的干扰作用较小,表面该功能化材料对重金属铅镉具有特异选择性;同时该功能化材料稳定性能好,通过0.5 M HCl溶液可实现脱附,完成4个吸附解吸循环仍具有较好的吸附效果。在p H值为4.6、初始浓度为100 mg/L、吸附温度为20℃的条件下,β-CDMW@RH对金属Pb（Ⅱ）的吸附量可达216.06 mg/g,对Cd（Ⅱ）的吸附容量可达148.19 mg/g。以上结果均表明β-CDMW@RH对重金属Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）具有良好的吸附性能和可操作性,可用于重金属废水的高效净化。（3）结合吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学及X射线光电子能谱对吸附机理进行探讨。吸附动力学表明,β-CDMW@RH对两种典型重金属离子Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的吸附过程均较好拟合拟二级动力学方程,说明该吸附过程以化学吸附为主的过程;Langmuir等温线与Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）数据拟合得更好,表明功能化吸附剂β-CDMW@RH对金属离子的吸附是功能化材料表面的单分子层化学吸附。热力学分析表明,在5-35℃的温度范围内,对典型重金属离子的吸附是吸热反应过程可自发进行;同时通过X射线光电子能谱对吸附典型重金属离子吸附前后分析表明,β-环糊精上-OH和碳化稻壳上-COOH,为金属离子形成复杂化合物提供了吸附点位,功能化材料β-CDMW@RH对水中重金属离子的吸附机制为络合作用和静电吸引反应共同作用的结果。（4）研究功能化吸附剂β-CDMW@RH在固定床反应器中的动态吸附研究,考察不同工艺参数条件对动态吸附的影响,并以浙江湖州某蓄电池厂废水为参考对实际含重金属的工业废水进行模拟,考察功能化材料对实际废水中典型重金属的去除效果。结果表明,随着填充高度的增加、进水流速和初始浓度减少,吸附固定床的穿透时间逐渐增加。Thomas模型和Yoon-Nelson模型均能较好的拟合三种影响条件下固定床对典型重金属离子Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的动态吸附。其中,Thomas模型拟合结果得到的拟合参数可以预测β-CDMW@RH处理含Pb（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）废水工业化应用中的出水浓度、最大吸附量等参数。实验室范围内模拟同时含有铅离子浓度为11.5 mg/L和镉离子浓度为5.3 mg/L的电池厂废水,在进水流速为3 m L/min,功能化吸附剂填充量为2g的情况下,可有效实现对重金属废水的高效净化,以我国《污水综合排放标准》（GB8978-1996）为标准,可有效处理废水体积为6620 m L,说明本文研制的功能化吸附剂β-CDMW@RH对重金属铅镉废水具有良好的应用潜力。（5）针对重金属废水在处理过程中产生的污泥如何安全处置问题,建立模糊多属性评估体系,构建基于“直觉梯形模糊、灰色关联分析和逼近理想解排序法”评估体系,对重金属污泥的处置技术进行科学筛选,得出各方案的优选顺序为:材料化技术>焚烧+安全填埋>固化+安全填埋>冶金金属回收。其中材料化技术得到建筑材料等不仅可以解决污泥可能带来的二次污染,同时可以减少填埋等方式对土地资源的消耗。
骆辉[5]（2021）在《路面径流生态阻控技术及其作用机制研究》文中认为面对城市化进程的加快所引发的“城市内涝、水污染严重”等社会和生态环境问题,亟需对城市雨水径流加以有效控制及利用。目前在海绵城市建设中,使用了大量的净化材料和阻滞模块,但其在特定的水质水量条件下削减能力、净化材料污染累积程度以及对地下水生态的影响等方面尚缺乏系统的研究。本论文在传统低影响开发技术基础上,根据城市道路雨水径流水质水量特征与迁移路径设计路面径流生态阻控组合系统,该系统主要包括透水路面、改良生物滞留系统等原位过滤技术和生态沟渠等关键单元,通过径流“蓄渗净排”,实现道路面源污染净化。考察了各单元和组合系统对径流污染的削减特性,优化了路面径流污染生物生态阻控技术的运行工艺参数,并对其作用机制进行研究。主要研究结论如下:（1）构建了钢渣透水砖（SP-B）、陶瓷透水砖（CP-B-陶瓷）、水泥透水砖（CP-B-水泥）、透水沥青路面（PAP）4种不同类型透水路面系统,其净化效能结果表明,随着降雨时间的延长,透水路面渗透出流水质总体变差,4种透水路面出流水质均为劣Ⅴ类,不同类型透水路面出水水质排序为:SP-B>CP-B-陶瓷>CP-B-水泥>PAP。相对于初期入渗径流,透水路面对雨水径流中氮、磷和重金属等污染物均有一定的控制效果,但出水水质仍无法达到地表Ⅴ类水标准。4种透水路面对热污染负荷削减的能力依次为:SP-B>CP-B-水泥>CP-B-陶瓷>PAP,透水沥青路面的热污染负荷削减率低于20%;入渗径流温度越高,降雨重现期越大,热污染削减率越高。重金属在路基土表层的污染程度显着高于中下层,在10～40cm深度范围路基土仍受到中度污染,Cu和Pb对污染指数贡献率较高。透水路面下渗携带的重金属在路基土中的积累和淋溶风险在长期运行中需要引起重视。（2）构建了3组滞留系统,通过模拟降雨实验发现滞留系统对污染物的削减能力排序如下:沙土填料+5%生物炭（BSM+5%BC）>沙土填料+5%生物炭+生物基质（BSM+5%BC+生物基质）>沙土填料（BSM）;基于试验结果,以基质因子和渗透系数表征生物滞留系统的基本特性,同时考虑进水污染物浓度、设计重现期和雨前干燥期的影响,采用多元二次回归方程建立了水量调控、污染物去除和影响因素之间的定量耦合关系模型,可用于估算不同降雨情况下滞留设施调控效果。（3）构建以砾石和生物填料为基质的两组生态沟渠。根据径流中污染物的去除特征,生态沟渠的适宜水力负荷应选定为0.3m3/（m2·d）,空心菜和狐尾藻在生态沟渠中的适应能力最强,可作为生态沟渠的备选优势植物,砾石类基质相较于生物填料基质更适合植物的生长;在缓流状态下以地表V类水为出水水质标准,根据拟合方程计算出水达标所需砾石基质和生物基质沟渠的平均适宜长度分别为:4.57m和4.01m。（4）以砾石为基质的生态沟渠基质上磷形态累积占比量的顺序依次为:钙结合态磷（Ca-P）>铁铝结合态磷（Fe/Al-P）>潜在活性磷（PA-P）>弱吸附态磷（WA-P）;以生物填料为基质的生态沟渠基质上磷形态占比顺序为:WA-P>Fe/Al-P>PA-P>Ca-P。两条沟渠基质上重金属含量整体呈现:Zn>Cu>Pb,前端>中端>后端;重金属形态组成分布顺序为:残渣态>可还原态>可氧化态>弱酸提取态。变形菌门、放线细菌门、拟杆菌门、髌骨菌门、厚壁菌门、绿弯菌门和酸杆菌门是生态沟渠的优势菌门;变形菌门在两条沟渠中丰度占比最大,是共同的优势菌种。Saccharimonas、毛球菌属、伯克氏菌属、Lentimicrobiaceae和嗜皮菌属是生态沟渠中的优势菌属。相较于砾石基质沟渠,生物填料沟渠中反硝化功能菌属总量提高了1.53%,TN去除率上升14.1%,表明生物填料更有利于反硝化微生物的附着和生长。（5）将透水路面、改良生物滞留池和生态沟渠进行组合,分别采用实际路面径流和模拟雨水对多级生态组合系统的径流调控效果进行对比试验。结果表明,在不同入渗水质下,多级组合系统出水水质均可达地表Ⅱ类水标准,且具有一定的稳定性,适用于城市雨水径流的处理。透水沥青路面是拦截固体悬浮物的主要单元;生物滞留系统对TP和重金属的吸附能力最强;生态沟渠生物作用丰富,对氮磷和有机物等具有较强的净化能力。（6）基于HYDRUS-2D模型,进行透水路面、生物滞留系统和生态沟渠的关键参数敏感性分析,结果表明:降雨重现期（V）和入流浓度（c）为影响透水沥青路面和生态沟渠中污染物迁移的敏感参数;入流浓度（c）、基质孔径分布（n）和填料等温吸附常数（Kd）为影响生物滞留系统污染物运移的敏感性参数。通过模型的率定和验证,获得了较为可靠的雨水生态组合处理系统水力、水质特性参数,可以进行设定降雨情况的模拟。综上所述,本文系统探讨了透水路面、生物滞留和生态沟渠设施在不同雨强、浓度下对雨水径流中氮、磷、有机物、悬浮物和重金属的去除效率,并借助于Miseq高通量测序技术考察了生物滞留系统和生态沟渠中的微生物群落结构,揭示了微生物群落特性与雨水净化之间的关系,并根据城市道路的建设特征,建立雨水径流生物生态组合处理系统,以期为路面径流污染控制提供技术指导。
吕琳洁[6]（2021）在《复合菌剂对含铅废水吸附效果的实验研究》文中认为随着采矿、电镀、冶炼等行业的快速发展,重金属铅的污染问题时有发生。铅具有难降解、毒性持久、易富集等特点,严重威胁生物的生存和人类的健康。因此,加强铅污染控制技术研究、寻找经济有效且环境友好的治理方法,对改善铅污染环境意义重大。传统的化学法、物理化学法等在处理铅污染废水的问题上存在着诸多弊端,而生物法具有处理高效快捷、无二次污染、原料来源广泛、成本极低等优点,是改善生态环境、治理重金属环境污染问题的最佳选择之一。本论文基于耐铅微生物构建复合菌剂,通过模拟实验验证复合菌剂对含铅废水的吸附效果,并分析了吸附条件和影响因素,以期为微生物修复含铅污染水体提供一定的技术支撑。论文取得的主要研究结论如下:（1）对含铅土壤中耐铅细菌进行了筛选与鉴定,得到5种对铅有显着吸附作用的菌株,利用正交实验构建以枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）、阴沟肠杆菌（Enterobacter cloacae）、铜绿假单孢菌（Pseudomonas aeruginosa）、路德维氏肠杆菌（Enterobacter ludwigia）为菌种组成的复合菌剂,菌种混合比例为3:2:2.5:2.5。（2）确定了复合菌剂吸附铅的最佳条件和影响因素。在pH=5.0、温度35℃、反应时间6h、初始Pb2+浓度1 00.0mg·L-1的最佳条件下,铅吸附率可达99.48±0.03%。C/N、总磷、总氮、氨氮和碳源种类对复合菌剂的铅吸附效率影响不同:C/N和总磷的增加可显着降低复合菌剂的铅吸附率,总氮对复合菌剂的铅吸附率影响较小,氨氮的增加使复合菌剂的铅吸附率升高,碳源种类对复合菌剂铅吸附率的影响差异显着。此外,复合菌剂对总磷、总氮、氨氮具有一定的去除能力。（3）验证了复合菌剂在模拟工业铅污染废水中的处理效应。在模拟的低铅污染(Pb2+=4.1 mg·L-1)水平和中等铅污染(Pb2+=56.7mg·L-1)水平下,复合菌剂的铅吸附率均大于90%,而在高铅污染(Pb2+=169.2 mg·L-1)水平下,复合菌剂的吸附率略有下降,但仍保持最高吸附率的80%以上。
雷蕾[7]（2021）在《耐Cd2+细菌筛选及其耐Cd2+机理研究》文中进行了进一步梳理重金属镉由于生物毒性强和不易被降解,对环境生态安全造成了严重的威胁。镉污染及其治理受到越来越多的关注,其中,生物法因其高效率、低能耗、环保等优点具有广阔的应用前景。本论文利用微生物培养、元素分析及分子生物学技术对含镉土壤中的耐镉细菌进行筛选,研究镉吸附特性及影响因素,分析耐镉细菌的基因特征,并揭示其吸附镉的生物学机制,以期为微生物吸附剂的开发及重金属Cd污染废水的治理提供理论基础和技术支撑。论文主要研究结论如下:（1）通过对含镉土壤中耐镉细菌的筛选与鉴定,得到了 3种镉吸附性强的菌株:枯草芽孢杆菌（Bacillussubtilis）、阴沟肠杆菌（Enterobacter cloacae）、蜂房哈夫尼亚菌（Hafniaalvei）。（2）确定了三种菌吸附Cd2+的最优条件:①枯草芽孢杆菌:pH6.0、温度34℃、Cd2+初始浓度10mg/L、投菌量25g/L,最大吸附率为65.8±7.25%;②阴沟肠杆菌:pH7.0、温度34℃、Cd2+初始浓度1Omg/L、投菌量20g/L,最大吸附率为88.79±1.59%;③蜂房哈夫尼亚菌:pH6.0、温度34℃、Cd2+初始浓度20mg/L、投菌量25g/L,最大吸附率为92.13±0.92%。（3）探讨了在不同浓度碳源、氮源、磷源及COD条件下,细菌对Cd2+吸附效率的变化,结果表明:随着污染物浓度的增加,细菌对镉的吸附率显着下降。其中,碳源和磷源的变化对蜂房哈夫尼亚菌的影响最大,镉吸附率分别下降33.17%和19.99%;氨氮和总氮的变化对阴沟肠杆菌的影响最大,镉吸附率分别下降38.53%和35.39%;COD的变化对枯草芽孢杆菌的影响最大,镉吸附率下降47.4%。（4）基因测序结果表明,蜂房哈夫尼亚菌吸附镉的机制可能为胞内积累作用:环境中的Cd2+通过细胞膜上的Mg2+和Zn2+离子转运体系进入胞内,与Fe-S簇结合蛋白、Lac Family等蛋白形成金属螯合物或与代谢产物中的硫离子、磷酸根离子,发生沉淀作用,产生磷酸盐沉淀。
徐勤博[8]（2021）在《秸秆基生物炭强化马齿苋修复铅污染土壤的效果研究》文中进行了进一步梳理
曹琛洁[9]（2021）在《河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究》文中研究说明生活污水和工业废水的大量排放导致河流水质恶化的同时,还可引发底泥黑臭现象和重金属污染问题,将给人们的生活和健康带来严重影响。本研究以陕西省某地区重金属超标的河道黑臭底泥为研究对象,首先采用生物促生剂和活性污泥,并辅以曝气,消除底泥的黑臭,提高底泥的稳定化效果;然后通过添加固化剂,固化底泥中的重金属,防止浸出。同时,对生物促生剂和活性污泥消除黑臭以及不同的固化剂对重金属的固化机制进行了探讨。主要研究结果如下:（1）获得了生物促生剂和活性污泥削减黑臭底泥的效率与最佳使用剂量。分别向黑臭底泥中添加生物促生剂和活性污泥,当投加量分别为3 mL/L和10g/L,反应时间为25 d时,底泥中有机质的削减率分别可达33.8%和32.5%;采用联合投加,有机质削减率为34.2%,与单独投加生物促生剂效果基本相同。通过三维荧光检测,分析了反应前后底泥有机质组分的变化,发现随着稳定化处理的进行,底泥颜色由黑色变为棕黄色,底泥中微生物的代谢产物增加,蛋白质类物质也逐渐转化为腐殖酸类物质。（2）明确了硫化钠、污泥基生物炭、石灰等三种固化剂对底泥中重金属的固化效果。通过与《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618-2018）进行对比,发现实验底泥中存在有重金属Cu、Cd、Pb超标的问题（Cu:237.65 mg/kg,Cd:2.97 mg/kg,Pb:591.55 mg/kg）。向三种重金属Cu、Cd、Pb超标的底泥中分别加入硫化钠（15 g/kg）、污泥基生物炭（3g/kg）和石灰（1g/kg）三种固化剂后,发现三种重金属形态由弱酸可提取态、可还原态向可氧化态和残渣态发生了转化,重金属Cu的转化率分别为90.6%、90.4%和89.8%,Cd的转化率分别为90.3%、89.8%和87.5%,而Pb的转化率分别为88.3%、87.3%和85.1%,底泥经固化后,其浸出液浓度均低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅲ类水质标准。（3）探究了三种固化剂对重金属的固化机制,采用SEM-EDS分析发现,固化前后污泥基生物炭中Cu、Cd、Pb三种元素占比均得到了增加,增长率分别为89.9%、85.8%和84.6%,,同时污泥基生物炭表面覆盖了大量颗粒物质,使多孔结构发生变化,表明污泥基生物炭主要通过其巨大的比表面积和多孔结构吸附重金属,在表面发生沉淀和离子交换作用;而投加石灰后,产生的碱性环境,可促使底泥中的重金属与OH-形成金属氢氧化物沉淀,同时石灰的添加使得底泥中的负电荷增强,可对重金属离子产生更强的静电吸附作用;硫化钠的添加主要是因为S2-或者水解产生的OH-与重金属离子形成溶度积更小的金属硫化物或氢氧化物所致。
杜庆[10]（2021）在《新型人工炭基材料对水中Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）的去除性能及机制研究》文中研究指明
二、水体重金属污染的植物修复研究(Ⅱ)——种苗过滤去除水中重金属铅（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、水体重金属污染的植物修复研究(Ⅱ)——种苗过滤去除水中重金属铅（论文提纲范文）
（1）水质净化与生态修复的水生植物优选指标体系构建（论文提纲范文）
| 1 功能指标 |
| 1.1 水质净化能力 |
| 1.1.1 促进悬浮物沉降 |
| 1.1.2 水体增氧 |
| 1.1.3 藻类抑制 |
| 1.1.4 氮、磷吸收及蓄积 |
| 1.1.5 促进有机污染物降解 |
| 1.1.6 重金属吸附沉淀 |
| 1.2 生态修复能力 |
| 1.2.1 水生植物群落构建能力 |
| 1.2.2 提高水生动物多样性能力 |
| 1.2.3 生态风险 |
| 2 生长特性指标 |
| 2.1 生活型 |
| 2.2 温度 |
| 2.3 水体p H |
| 2.4 生物量 |
| 2.5 生长速率 |
| 2.6 营养吸收的主要部位 |
| 2.7 锚定（抗水流冲击、风浪扰动）能力 |
| 3 生物量资源化利用 |
| 4 结论 |
（2）城市浅水富营养化湖泊生态修复中生态浮岛的研究进展（论文提纲范文）
| 1 EFI在水生态修复中的作用 |
| 1.1 氮、磷去除 |
| 1.2 有机物降解 |
| 1.3 重金属富集 |
| 2 EFI应用工程案例 |
| 3 EFI净化效果的影响因子 |
| 3.1 植物品种 |
| 3.2 温度 |
| 3.3 处理时间 |
| 3.4 起始浓度 |
| 4 前景 |
| 4.1 选择植物 |
| 4.2 EFI的改善 |
| 4.3 水生植物资源利用 |
（3）贵州草海湿地沉积物-植物-附植生物膜体系重金属分布特征及其影响因素（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 研究区域概况 |
| 1.2.1 自然环境概况 |
| 1.2.2 生态资源概况 |
| 1.3 草海湿地研究进展 |
| 1.4 草海湿地重金属的污染现状 |
| 1.4.1 重金属的毒理机制 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 采样点分布及样品采集 |
| 2.1.1 采样点设置及样品收集 |
| 2.1.2 研究区域植物种类 |
| 2.2 样品处理与测定 |
| 2.2.1 样品预处理 |
| 2.2.2 样品测定 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 污染负荷指数 |
| 2.3.2 Hakanson潜在生态风险评价法 |
| 2.3.3 风险评估代码(RAC) |
| 2.3.4 生物富集因子 |
| 2.4 统计分析和软件 |
| 第三章 草海湿地水、沉积物中重金属分布特征及风险评价 |
| 3.1 水、沉积物中重金属含量及来源分析 |
| 3.1.1 重金属总量分布特征 |
| 3.1.2 沉积物重金属来源分析 |
| 3.2 沉积物中重金属的赋存形态分布特征 |
| 3.3 重金属潜在生态风险评价 |
| 3.3.1 综合污染指数评价 |
| 3.3.2 Hakanson潜在生态风险评价法 |
| 3.3.3 风险评价编码法(RAC) |
| 3.4 结论 |
| 第四章 草海湿地植物重金属分布状况及其与环境因子的关系 |
| 4.1 植物重金属含量及富集特征 |
| 4.1.1 植物中重金属含量 |
| 4.1.2 植物中重金属富集特征 |
| 4.2 植物重金属含量与环境中各因素间的相关性 |
| 4.2.1 植物重金属与水常规指标之间的相关性 |
| 4.2.2 植物重金属含量与其体内C N P相关性 |
| 4.2.3 植物重金属含量与沉积物C N P相关性 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 湿地沉水植物和附植生物膜的重金属累积特征及其与环境重金属的关系 |
| 5.1 沉积物和水体重金属含量 |
| 5.2 沉水植物及其附植生物膜重金属含量分布特征 |
| 5.3 沉水植物和附植生物膜的重金属生物富集因子 |
| 5.4 沉水植物、附生生物膜、水和沉积物中重金属浓度的关系 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 湿地沉积物的重金属污染 |
| 5.5.2 植物体及附植生物膜中重金属的累积 |
| 5.6 结论 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新与特色 |
| 6.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
（4）微波辅助功能化稻壳吸附剂制备及其对水中铅镉去除效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 水体重金属污染、危害及处理技术 |
| 1.1.1 水体重金属污染概述 |
| 1.1.2 水体重金属污染的危害 |
| 1.1.3 水体重金属污染处理技术 |
| 1.2 重金属吸附材料研究现状分析 |
| 1.2.1 碳基吸附材料 |
| 1.2.2 矿物吸附材料 |
| 1.2.3 高分子吸附材料 |
| 1.2.4 生物质吸附材料 |
| 1.3 环糊精对污染物的去除及微波辅助技术在材料制备中的应用 |
| 1.3.1 环糊精及其衍生物对污染物的去除 |
| 1.3.2 微波辅助技术在材料制备中的应用 |
| 1.4 环境技术评估方法现状分析 |
| 1.4.1 多属性决策方法 |
| 1.4.2 模糊集理论 |
| 1.5 研究目的、意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 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 实验设计 |
| 2.2.1 微波辅助β-环糊精功能化稻壳吸附剂的快速制备 |
| 2.2.2 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH的表征方法 |
| 2.2.3 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH对重金属铅镉吸附性能研究 |
| 2.2.4 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH对重金属铅镉的动态吸附研究 |
| 2.3 污染物检测分析方法及吸附参数的计算 |
| 2.3.1 污染物检测方法、吸附量和吸附率的计算 |
| 2.3.2 固定床动态吸附参数计算 |
| 2.4 吸附模型分析方法 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 吸附等温线模型 |
| 2.4.3 吸附热力学模型 |
| 2.4.4 固定床吸附动力学模型 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH的制备与表征 |
| 3.1.1 制备原理 |
| 3.1.2 制备条件的优化 |
| 3.1.3 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH的表征分析 |
| 3.2 代表性吸附剂β-CD_(MW)@RH对重金属的吸附性能与机制探讨 |
| 3.2.1 pH值对吸附性能的影响 |
| 3.2.2 共存离子影响分析 |
| 3.2.3 脱附与再生性能研究 |
| 3.2.4 吸附速率及吸附动力学分析 |
| 3.2.5 吸附等温线模型和热力学分析 |
| 3.2.6 功能化材料的吸附机理与机制分析 |
| 3.3 功能化稻壳吸附剂β-CD_(MW)@RH对铅和镉的动态吸附 |
| 3.3.1 吸附固定床反应器的构建和穿透曲线 |
| 3.3.2 填充高度对功能化材料动态吸附去除铅和镉的影响 |
| 3.3.3 溶液流速对功能化材料动态吸附铅和镉的影响 |
| 3.3.4 溶液初始浓度对功能化材料动态吸附铅和镉的影响 |
| 3.3.5 吸附固定床动态吸附模型拟合 |
| 3.3.6 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH对模拟蓄电池厂废水的处理应用 |
| 3.4 基于模糊多属性决策方法的含重金属污泥处置技术方法评估 |
| 3.4.1 处置技术方案库的建立 |
| 3.4.2 典型技术方案优先级评价属性的确定 |
| 3.4.3 待选技术方案优先级评价属性的量化 |
| 3.4.4 基于直觉梯形模糊数的评价属性指标权重的求解 |
| 3.4.5 基于熵权的GRA-TOPSIS的方案排序 |
| 4 讨论 |
| 4.1 β-环糊精功能化稻壳吸附剂的快速制备 |
| 4.2 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH对重金属的去除机制 |
| 4.3 功能化吸附剂β-CD_(MW)@RH对重金属吸附性能及去除重金属废水的可行性分析 |
| 5 结论与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（5）路面径流生态阻控技术及其作用机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 城市地表雨水径流排放特征 |
| 1.2.2 透水路面技术 |
| 1.2.3 原位阻控技术 |
| 1.2.4 生态阻控技术 |
| 1.2.5 低影响开发设施模型研究与应用进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 透水路面对雨水径流的阻控技术研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.1.3 样品采集、检测以及分析方法 |
| 2.2 透水路面对污染物的去除特征分析 |
| 2.2.1 不同类型透水路面对污染物去除特征的影响 |
| 2.2.2 不同透水路面出水水质评价 |
| 2.2.3 降雨重现期对透水路面出水水质的影响 |
| 2.2.4 径流污染负荷对透水路面出水水质的影响 |
| 2.3 透水路面对热污染的去除特征分析 |
| 2.3.1 不同类型透水路面对热污染去除特征的影响 |
| 2.3.2 入渗雨水温度对透水路面热污染削减染效能的影响 |
| 2.3.3 降雨重现期对透水路面热污染削减染效能的影响 |
| 2.4 透水路面入渗对路基土累积特性及污染评价 |
| 2.4.1 路基土氮磷累积特征 |
| 2.4.2 路基土重金属累积特征 |
| 2.4.3 重金属污染特征评价 |
| 2.5 透水路面削减径流特征分析 |
| 2.5.1 路面径流总量及削减率分析 |
| 2.5.2 路面径流峰值流量及削减率分析 |
| 2.5.3 峰值延迟时间分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 复合填料生物滞留系统对雨水径流污染物去除研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验系统构建 |
| 3.1.3 试验方案 |
| 3.1.4 样品采集、检测及分析方法 |
| 3.2 生物滞留设施基质除污特征分析 |
| 3.2.1 基质吸附特性研究 |
| 3.2.2 基质入渗与保水特征 |
| 3.2.3 基质吸附容量和寿命分析 |
| 3.2.4 蓄水区基质硝化反硝化强度分析 |
| 3.3 生物滞留设施植物配置优化设计 |
| 3.3.1 不同禾草生长特性分析 |
| 3.3.2 不同禾草根系吸收雨水养分特征 |
| 3.3.3 不同禾草对雨水重金属耐受、富集和转运能力 |
| 3.4 生物滞留系统径流调控效果与机制研究 |
| 3.4.1 启动阶段特征 |
| 3.4.2 生物滞留系统对雨水径流调控效果 |
| 3.4.3 生物滞留系统对污染物削减机制研究 |
| 3.4.4 生物滞留系统雨水净化影响因素的定量分析 |
| 3.5 生物滞留系统微生物作用机制分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落组成及相似性分析 |
| 3.5.3 生物滞留系统功能微生物菌属分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 基于雨水净化的生态沟渠强化雨水污染物去除研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验系统的构建 |
| 4.1.2 试验方案 |
| 4.1.3 样品采集、检测及分析方法 |
| 4.2 水生植物对生态沟渠净化能力的影响 |
| 4.2.1 不同水生植物生长特征 |
| 4.2.2 不同植物对雨水径流中污染物的去除效果 |
| 4.2.3 不同水生植物的综合净化能力评价 |
| 4.3 缓流下生态沟渠去除污染物特性分析 |
| 4.3.1 不同基质生态沟渠对雨水径流污染物的去除特性分析 |
| 4.3.2 不同基质生态沟渠沿程降解特征分析 |
| 4.4 模拟降雨下生态沟渠对雨水径流调控效果研究 |
| 4.4.1 不同基质生态沟渠对径流污染物的去除特征 |
| 4.4.2 降雨强度对生态沟渠去除雨水污染物的影响 |
| 4.4.3 污染负荷对生态沟渠去除雨水污染物的影响 |
| 4.5 静水条件下生态沟渠对污染物的去除特征分析 |
| 4.5.1 不同类型沟渠对氮、磷的去除作用 |
| 4.5.2 不同类型沟渠对有机物和重金属的去除作用 |
| 4.6 生态沟渠基质污染物累积与评价 |
| 4.6.1 氮磷含量及形态分析 |
| 4.6.2 重金属含量及形态分析 |
| 4.6.3 沟渠基质氮、磷和重金属的污染评价 |
| 4.7 生态沟渠微生物作用机制分析 |
| 4.7.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 4.7.2 微生物群落组成及差异性分析 |
| 4.7.3 生态沟渠功能微生物菌属及β多样性分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 雨水径流生态组合系统构建及运行研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验系统的构建 |
| 5.1.2 模型建立 |
| 5.2 多级生态组合对雨水污染物的去除特征 |
| 5.2.1 雨水采集特征分析 |
| 5.2.2 多级组合系统污染物去除效果 |
| 5.2.3 不同组合单元污染物去除特性 |
| 5.2.4 多级组合系统出水水质分析 |
| 5.3 基于HYDRUS-2D模型的生态组合系统关键参数模拟 |
| 5.3.1 透水路面关键参数模拟 |
| 5.3.2 生物滞留系统关键参数模拟 |
| 5.3.3 生态沟渠关键参数模拟 |
| 5.3.4 多级组合系统中污染物运移特征模拟 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（6）复合菌剂对含铅废水吸附效果的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 铅污染修复方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 联合修复法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 复合菌剂 |
| 1.3.1 复合菌剂的概念与优势 |
| 1.3.2 复合菌剂的作用原理 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 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 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验菌种 |
| 2.1.2 实验试剂与仪器 |
| 2.1.3 试剂配制 |
| 2.1.4 细菌培养 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 单优吸附菌株筛选 |
| 2.2.2 细菌的保存及鉴定 |
| 2.2.3 细菌生长曲线的测定与菌落形态观察 |
| 2.2.4 菌种类型筛选试验 |
| 2.2.5 投加量筛选试验 |
| 2.2.6 复合菌剂制备试验 |
| 2.2.7 吸附条件研究试验 |
| 2.2.8 铅离子吸附动力学模型 |
| 2.2.9 铅离子吸附热力学等温模型 |
| 2.2.10 模拟含铅废水吸附条件研究试验 |
| 2.2.11 复合菌剂处理实际工业废水 |
| 2.3 统计分析 |
| 3 单优菌株的筛选及铅吸附特性研究 |
| 3.1 单优菌株的筛选与鉴定 |
| 3.1.1 定性筛选 |
| 3.1.2 定量筛选 |
| 3.1.3 菌种鉴定 |
| 3.2 菌落形态观察 |
| 3.3 吸附菌株的生长特征曲线 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 复合菌剂的构建及吸附条件的确定 |
| 4.1 复合菌剂的构建 |
| 4.1.1 菌种类型的筛选 |
| 4.1.2 投加量的筛选 |
| 4.1.3 复合菌剂的制备 |
| 4.2 吸附条件的研究 |
| 4.2.1 pH对吸附效果的影响 |
| 4.2.2 温度对吸附效果的影响 |
| 4.2.3 反应时间对吸附效果的影响 |
| 4.2.4 Pb~(2+)浓度对吸附效果的影响 |
| 4.3 吸附动力学模型 |
| 4.4 吸附热力学模型 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 复合菌剂吸附效果研究 |
| 5.1 复合菌剂处理模拟含铅废水条件的研究 |
| 5.1.1 碳源对复合菌剂吸附效果的影响 |
| 5.1.2 C/N对复合菌剂吸附效果的影响 |
| 5.1.3 总磷对复合菌剂吸附效果的影响 |
| 5.1.4 总氮对复合菌剂吸附效果的影响 |
| 5.1.5 氨氮对复合菌剂吸附效果的影响 |
| 5.2 复合菌剂处理实际工业废水效果研究 |
| 5.2.1 复合菌剂处理不同浓度灭菌工业废水 |
| 5.2.2 复合菌剂处理不同浓度未灭菌工业废水 |
| 5.2.3 不同反应体系吸附效果对比 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）耐Cd2+细菌筛选及其耐Cd2+机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 重金属镉污染现状 |
| 1.1.2 重金属镉污染来源和危害 |
| 1.2 镉污染治理措施及其原理 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物修复法 |
| 1.3 微生物修复Cd污染 |
| 1.3.1 细菌对Cd~(2+)的吸附研究 |
| 1.3.2 真菌对Cd~(2+)的吸附研究 |
| 1.4 研究意义及目的 |
| 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 材料与方法 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂及仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株筛选实验方法 |
| 2.2.2 菌株鉴定方法 |
| 2.2.3 菌株吸附特性研究方法 |
| 2.2.4 不同有机污染物下吸附性能研究方法 |
| 2.2.5 菌体DNA提取收集 |
| 2.2.6 细菌全基因组测序 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.4 数据处理方法 |
| 3 耐Cd~(2+)细菌的筛选、鉴定及影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 耐Cd~(2+)细菌的筛选 |
| 3.3 耐Cd~(2+)细菌的鉴定 |
| 3.3.1 菌落特征形态 |
| 3.3.2 细菌系统发育树的构建 |
| 3.3.3 菌种的鉴定结果 |
| 3.4 菌株吸附Cd影响因素的研究 |
| 3.4.1 溶液p H对吸附效果的影响 |
| 3.4.2 温度对吸附效果的影响 |
| 3.4.3 重金属初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同有机污染物对细菌Cd~(2+)吸附效果的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同污染物对3 种菌镉吸附效果的影响研究 |
| 4.2.1 碳源投加量对3 种菌吸附重金属的影响 |
| 4.2.2 氮源投加量对3 种菌吸附重金属的影响 |
| 4.2.3 磷源投加量对3 种菌吸附重金属的影响 |
| 4.2.4 不同浓度COD对3 种菌吸附重金属的影响 |
| 4.3 相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 耐镉细菌吸附Cd~(2+)的分子生物学机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 测序结果分析 |
| 5.2.1 测序数据质控结果 |
| 5.2.2 基因组组装结果 |
| 5.2.3 基因组组分 |
| 5.2.4 基因岛预测 |
| 5.2.5 基因簇预测 |
| 5.2.6 Nr数据库和Swissprot数据库注释分析 |
| 5.2.7 GO数据库注释分析 |
| 5.2.8 KEGG功能注释分析 |
| 5.2.9 egg NOG数据库注释分析 |
| 5.2.10 Pfam数据库注释分析 |
| 5.2.11 TCDB数据库注释分析 |
| 5.2.12 CARD数据库注释分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 底泥污染成因分析 |
| 1.2.2 底泥修复技术 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 污泥基生物炭的制备 |
| 2.1.3 污泥基生物炭的性质测定 |
| 2.1.4 生物促生剂性质测定 |
| 2.1.5 活性污泥来源 |
| 2.1.6 主要试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 黑臭底泥稳定化研究 |
| 2.2.2 底泥重金属固化技术研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 多糖 |
| 2.3.2 蛋白质 |
| 2.3.3 三维荧光分析 |
| 2.3.4 扫描电子电镜分析(SEM) |
| 2.3.5 能量色散X射线光谱分析(EDS) |
| 2.3.6 常规指标检测方法 |
| 3 黑臭底泥生物稳定化研究 |
| 3.1 生物促生剂和活性污泥对黑臭底泥修复效果研究 |
| 3.1.1 投加量对底泥稳定化的影响 |
| 3.1.2 反应时间对黑臭底泥稳定化效果的影响 |
| 3.1.3 联合配比对底泥稳定化效果影响 |
| 3.1.4 反应前后底泥颜色变化 |
| 3.2 本章小结 |
| 4 底泥重金属固化效果研究 |
| 4.1 底泥重金属Cu的固化效果 |
| 4.2 底泥重金属Pb的固化效果 |
| 4.3 底泥重金属Cd的固化效果 |
| 4.4 重金属浸出实验研究 |
| 4.5 经济分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 底泥污染修复机理分析 |
| 5.1 底泥黑臭污染治理前后机理分析 |
| 5.1.1 三维荧光分析 |
| 5.1.2 底泥稳定化修复机理分析 |
| 5.2 底泥重金属污染修复机理分析 |
| 5.2.1 不同固化剂固化重金属机理 |
| 5.2.2 底泥p H变化分析 |
| 5.2.3 重金属形态变化分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文及参加科研情况 |
四、水体重金属污染的植物修复研究(Ⅱ)——种苗过滤去除水中重金属铅（论文参考文献）
- [1]水质净化与生态修复的水生植物优选指标体系构建[J]. 李锋民,陈琳,姜晓华,李晨光,赵莎莎,种云霄,胡洪营,高帅强. 生态环境学报, 2021
- [2]城市浅水富营养化湖泊生态修复中生态浮岛的研究进展[J]. 吴中奎,潘俊,雷康,冯智,刘国芳,简俊杰. 环境生态学, 2021(11)
- [3]贵州草海湿地沉积物-植物-附植生物膜体系重金属分布特征及其影响因素[D]. 范蒙蒙. 贵州师范大学, 2021
- [4]微波辅助功能化稻壳吸附剂制备及其对水中铅镉去除效能与机制研究[D]. 孟庆娟. 东北农业大学, 2021
- [5]路面径流生态阻控技术及其作用机制研究[D]. 骆辉. 南京林业大学, 2021
- [6]复合菌剂对含铅废水吸附效果的实验研究[D]. 吕琳洁. 西安理工大学, 2021(01)
- [7]耐Cd2+细菌筛选及其耐Cd2+机理研究[D]. 雷蕾. 西安理工大学, 2021(01)
- [8]秸秆基生物炭强化马齿苋修复铅污染土壤的效果研究[D]. 徐勤博. 东北农业大学, 2021
- [9]河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究[D]. 曹琛洁. 西安理工大学, 2021(01)
- [10]新型人工炭基材料对水中Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）的去除性能及机制研究[D]. 杜庆. 东北农业大学, 2021