一、测定地表水细菌总数存在的问题分析（论文文献综述）
乔松慧[1]（2021）在《典型农村地区饮用水水质现状分析研究》文中研究指明水是生命之源,自2015年我国正式迈入农村饮水安全阶段以来,农民的满足感、幸福感不断增强。由于显着的城乡差距,虽经历十余年的发展,农村地区饮用水水质的情况尚不清晰。本文通过文献收集整理、理论与实际结合、数据统计、对比分析等方式,收集了我国关于农村饮用水水质安全方面的相关论文、学术报告、统计数据、各地统计年鉴及相关文件,将收集到的相关数据进行分析,汇总了不同阶段全国范围内典型农村地区饮用水水质的污染程度、水质时空特点以及典型农村地区饮用水水质现状,并对农村地区水质改善提出建议。研究内容和得出结论包括:（1）以公开发表的水质数据为依据,总大肠菌群数、细菌总数、浑浊度和氟化物为调研对象,对影响我国农村饮用水水质的典型污染指标分析,自2005年至2018年间,总大肠菌群数超标率在东部典型农村地区由33.8%降到21.3%,中部地区由40.3%下降到22.3%,西部地区由54.4%下降到22.4%,东北地区由36.7%下降到23.7%;细菌总数的超标率在东部典型农村地区超标率由31.2%降到16.4%,中部地区由37.2%下降到17.7%,西部地区由39.2%下降到18.9%,东北地区由31.7%下降到19.6%。东部地区浑浊度的超标率由14.6%下降到9.3%,中部地区由19.7%下降到14.9%,西部地区由23.1%下降到16.7%,东北地区由18.3%下降到16.9%。大部分地区氟化物超标率在10%以下。（2）全国范围内农村饮用水水质时空特点及影响因素分析表明,从时间的角度,我国农村饮用水水质随时间合格率逐年提高,整体合格率由40%提升到65%,我国东部地区水质合格率由2005至2008年的48.1%提高到了2015至2018年的61.1%,中部地区由40.1%提高到57.5%,西部地区由44.4%提高到59.2%。东北地区水质合格率随时间呈下降趋势,水质合格率由2005-2008年的68.1%降低到2015-2018年的60.1%。从空间的角度,东部地区水质合格率较高,东北地区水质出现一定波动,此外同一水质指标在不同典型农村地区存在差异,以总大肠菌群数、细菌总数、浑浊度、氟、铁、锰、硝酸盐为研究对象,分别选取四个地区的典型农村进行对比分析,全国范围内总大肠菌群数超标率的平均水平在38%,东部以及中部地区的典型省份超标率低于全国平均水平,其他地区高于全国平均水平,其他水质指标的超标率也呈现一定地域特点。（3）结合我国农村饮用水典型水质指标污染现状和农村饮用水水质时空特点,表明我国农村饮用水水质合格率逐年提高,饮水不安全人口数减少。但就目前了解到的公开数据来看,存在部分地区农村饮用水水质数据报道偏少;水质合格率整体还有待提高,到2018年,我国农村饮用水水质达标率平均水平为65%。可以通过饮用水在水源地保护、输配水管网基础设施铺设、消毒问题的落实、居民用水习惯以及用水环境等方面的建设与质量提升等方面对农村饮用水水质进行改善。同时也可以通过加强各方联动、鼓励农村地区饮水工程和管理模式的创新等方式来改善农村饮用水水质。
黄鑫[2]（2021）在《水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究》文中提出由于自然界可直接利用的淡水资源十分有限,人们通过水库对其进行管理与调配。而随着水库的持续运行,外源污染物的输入和内源污染物的积累,许多水库面临着富营养化的风险。在水库水水生生态系统中,藻类作为该生态系统中至关重要的一部分,其对水质变化响应极其灵敏。在藻类衰亡过程中释放的大量溶解性有机物会对水体中细菌代谢能力及碳源利用情况造成影响。本文以水源水库为实验研究对象,结合高通量DNA测序技术和共生网络分析方法,持续跟踪水库水质指标、藻类种群结构的变化以及藻类属间互作和水质变化响应关系,以探究水源水库藻类种群演替机制。此外,结合细菌代谢图谱,揭示藻类衰亡过程中细菌代谢活性的变化规律,以期为水源水库水质改善及藻华防控提供科学依据。主要研究结果包括:（1）绿藻门为金盆水库优势藻门,硅藻门在夏季末及秋季相对丰度提高,蓝藻门在6月相对丰度较高。小球藻、小环藻、直链藻、扁藻以及海链藻属为金盆水库研究期间优势藻属,而多甲藻、隐藻、鱼鳞藻和锥囊藻属则只在特定时间出现。所有水质节点与藻类节点之间以负相关关系居多,Fe、氨氮、电导率、浊度、温度和DOC与藻类间响应较为强烈。某些藻之间存在着强烈的特定的互作关系。（2）与金盆水库类似,绿藻门为李家河水库优势藻属,蓝藻门在6月相对丰度较高,甲藻门、金藻门、隐藻门丰度则在整个研究期间都处于较低水平。小球藻、小环藻和直链藻为李家河水库研究期间优势藻属,而多甲藻、隐藻和金杯藻则只在特定时间出现。衣藻属与扁藻属的相对丰度月度变化相反,与直链藻属相同。网络分析表明电导率、p H、Fe、水温和总氮的变化对真核藻类以负相关关系为主,其中电导率和p H与藻类间互作响应更为显着。栅藻属（Desmodesmus sp.）与其他藻属间有较多的相关关系且以正相关为主。（3）扬水曝气运行期间,水质垂向趋于一致,叶绿素a和藻密度表现出到了运行中后期,垂向上趋于一致。在表层0-20m深度区间,以硅藻门和绿藻门为优势藻门类,随着深度的增大硅藻占比逐渐下降,而绿藻与之相反。甲藻门和褐藻门仅活跃在扬水曝气运行前中期,说明扬水曝气可以有效控制这两门类的藻。隐球藻属、鱼鳞藻属和棕鞭藻属仅在运行前期相对丰度较高。网络分析结果表明,随着水深增加,水质参数与藻类间的响应关系逐渐减弱,且藻类属间互作关系也呈现相同趋势。（4）小球藻衰亡期间,pH、Chl-a、TN、NH4+-N以及TP逐渐降低,而NO3--N逐渐升高。其中NH4+-N、TP在第5 d的降幅最为显着,分别降低84.95%（P<0.001）、30.84%（P<0.001）。细菌总数在第5天升高后保持下降趋势。荧光溶解性有机质为类富里酸,在0～10d持续降低而后基本不变。细菌群落代谢活性逐渐减弱,碳源利用类别发生显着改变。第15天细菌群落代谢活性发生突变,并且以脂类为主要碳源,并且也只对丙酮酸甲酯表现出较高消耗。而在第10天时,额外表现出对葡萄糖-1-磷酸盐和β-甲基D-葡萄糖苷的利用。
白雪原[3]（2020）在《水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践》文中提出近十年以来,我国水环境改善与生态恢复成效斐然,全国地表水环境恶化的趋势明显缓解,但水污染治理的任务仍很艰巨。城镇污水厂尾水中氮污染物含量高,成为改善地表水环境质量面临的突出问题。人工湿地具有良好的生态效应,能够促进水质深度处理和水生态恢复,若将其与污水厂实现功能上的结合,在市政污水处理技术的基础上,构建处理厂-人工湿地新的污水处理技术体系,即环境工程+生态工程技术体系,将会进一步推动地表水环境保护与水生态可持续发展。人工湿地深度处理污水厂尾水,目前主要存在占地面积大、低温运行效率低、脱氮效果及稳定性需要提高等问题。因此,识别人工湿地氮转化功能基因优势富集的影响因子,优化关键工艺参数,调控脱氮效能,这是人工湿地在城镇污水厂尾水深度处理中的实践需求,也是理论研究的热点。本研究通过构建水平潜流人工湿地试验装置,模拟城镇污水厂尾水,考察水力负荷、C/N值、气水比、温度4个因素对其脱氮效率的影响,采用高通量测序、分子生态网络分析方法与QPCR技术解析微生物群落结构及氮转化微生物功能基因的变化,较为深入的揭示其氮转化的微生态特征。将模拟试验的研究结果,应用于水平潜流人工湿地工程尾水深度处理工程,并对处理效果进行连续监测。本研究得到的主要结论如下:（1）对不同水力负荷下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:水平潜流人工湿地微生物以变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、拟杆菌门（Bacteroidetes）等为主要类群,以明串珠菌属（Trichococcus）、地杆菌属（Geobacter）等为优势菌属。分子生态网络分析表明,0.6 m3/（m2·d）时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及硝化功能基因（AOA、AOB、nxrA）、反硝化功能基因（narG、nirK、nirS、nosZ）的丰度均在水力负荷0.6 m3/（m2·d）时达到峰值,NH4+-N与TN去除率最高。硝化过程受水力负荷影响很大,0.50.6m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于75%,达到地表V类水标准。0.7m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度大幅升高。因此,当处理目标为地表V类水标准时,水力负荷宜选择0.50.6 m3/（m2·d）,如对水质有更高要求或可用土地面积较大时,应选择0.4 m3/（m2·d）及以下水力负荷。（2）对不同C/N值条件下污染物去除效率及其微生物特征的研究发现:C/N值对微生物群落的物种组成影响不大,主要影响优势菌群的相对丰度。分子生态网络分析表明,C/N值为6时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。C/N值为84的范围内,各氮转化功能基因的丰度均随着C/N值的降低而先增加后减小,C/N值为67时达到峰值,NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于78%,达到地表V类水标准。C/N值小于6时AOA、nxrA基因丰度大幅下降,narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度也开始降低,出水NH4+-N浓度升高,NO3--N、NO2--N出现不同程度累积,TN去除率随之下降。因此,当水平潜流人工湿地需要投加碳源以期达到地表V类水标准时,宜选择调控制进水C/N值为67,使硝化反硝化能力均衡,实现系统经济高效运行。（3）间歇曝气明显改变微生物群落结构,显着提高氮转化微生物功能基因的丰度与污染物净化效率。变形菌门、放线菌门（Actinobacteria）成为绝对优势菌门,厚壁菌门相对丰度显着下降,硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、酸杆菌门（Acidobacteria）等出现富集。硝化螺菌属（Nitrospira）、中村菌属（Nakamurella）等成为优势菌属。分子生态网络分析表明,适当曝气可以加强物种间的相互作用,提高网络结构复杂程度。气水比值26时,硝化反硝化功能基因同时富集增长,出水达到地表IV类水标准。气水比值为6时出水NH4+-N浓度为0.84mg/L,去除率最高（89.73%）,相比未曝气系统提升8.98%。气水比值810时narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度降低,反硝化过程受限,NO3--N累积量增加,TN去除率随之下降。因此,水平潜流人工湿地间歇曝气强化供氧时,宜在26范围内合理确定最佳气水比值,提高净化效率的同时节省运行能耗。（4）对不同温度条件下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:248℃范围内,温度变化对优势菌群的相对丰度影响很大。分子生态网络分析表明,低温使微生物间的相互作用减少,网络结构复杂程度降低。2016℃范围内,温度对硝化反硝化过程的影响不显着。16℃时硝化过程可以顺利进行,NH4+-N去除率为80.13%,出水浓度为1.66mg/L,达到地表水V类水标准;128℃低温范围内总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及AOA、nxrA基因的丰度显着降低,但narG、nirK、nirS、nosZ基因的丰度变化不明显,硝化过程明显受到抑制,NH4+-N去除率显着下降。因此,尾水温度低于12℃时,应考虑保温增温或强化措施,以维系或提高水平潜流人工湿地效能。（5）建立以水平潜流人工湿地为核心的“悬浮人工湿地+水平潜流人工湿地+表面流人工湿地”工程,应用于长春市东南污水处理厂尾水的深度处理,经过为期一年的连续运行和监测表明,69月系统成熟稳定运行期间COD、NH4+-N、TN、TP、SS的去除率分别为74.79%、80.90%、71.12%、78.39%、91.90%,出水达到地表V类水标准。悬浮人工湿地对SS的去除率最高（80.24%）,可有效预防潜流湿地堵塞;水平潜流人工湿地对系统去除NH4+-N、TN、TP的贡献率分别为79.20%、64.64%、81.71%;表面流人工湿地可以进一步去除TN,对系统去除TN的贡献率达到23.00%。该工程建设成本为920元/吨水,运行费用仅为0.15元/吨水,水质改善明显,生态修复效果显着,可为城镇污水厂尾水深度处理以及城市河流水生态修复提供技术参考。
翟洁[4]（2020）在《咸阳市城区地下水资源量计算及超采治理方案研究》文中研究说明作为重要的供水水源,地下水资源在我国区域经济发展、工农业生产、居民生活用水等方面起到了至关重要的作用。随着社会经济的快速发展和水资源需求的不断增大,连年的超采导致地下水位的持续下降,随后引发了一系列环境问题如地裂缝、建筑物裂缝、地下水水质污染等,对我国的社会经济发展以及生产生活都造成了一定的影响。因此,全面了解城区超采区地下水的利用程度,及时发现地下水开发利用面临的现状和问题,并建立超采区管理体系、制定相应的治理调控方案,对城区地下水超采区的水资源合理利用和治理保护具有重要意义。本文以陕西省咸阳市为例,通过收集气象、水文、地形地貌及区域地质等资料,总结研究区已有的水资源评价研究成果,提出了一套适合咸阳城区的地下水超采区治理调控方案。主要研究内容与结论如下:（1）在充分收集咸阳市气象水文、地质等资料的基础上,梳理咸阳市城区地下水开发利用的历史及现状;通过考虑研究区含水介质特征、地下水流特征、边界条件及水均衡分析四个方面,综合分析咸阳市城区地质条件。（2）通过确定研究区潜水含水层地下水资源量:12442.93万m3以及浅承压含水层的地下水资源量:6805.78万m3,重复量为5464.05万m3,最终确定咸阳市地下水资源量为13784.66万立方;选取咸阳城区9眼水质监测井资料,将单项组分评价法、熵权-模糊综合评价法、综合指数法共三个方法应用于水质评价计算中,评价研究区的地下水水质情况,评价结果表明研究区地下水中大肠杆菌和细菌总数严重超标,溶解性总固体、总硬度和硫酸盐也存在超标的现象,表现的水化学类型主要为SO4-Ca型和HCO3-Ca型。（3）根据研究区的水文地质条件、水文气象资料、地下水位动态监测资料和开采资料建立符合咸阳实际水文地质条件的浅层地下水流数值模型,并通过调整模型参数和源汇项,最终得到较为理想化的模拟结果。（4）在不同的水平年内,从居民用水、工农业生产、社会经济发展三个方面出发,对水资源需求与配置方式,采取工程措施与非工程措施相结合的方法,制定地下水超采区不同情景下的治理方案。并结合城区水资源规划,提出实现咸阳市城区地下水合理利用和地下水超采区治理保护的对策措施。本文以实际应用为出发点,梳理了城区地下水资源开发利用现状,探索了地下水资源量及水质评价研究的关键问题,定量建立了符合咸阳市实际水文地质条件的水流数值模型,根据地下水调控治理目标,制定不同情景的地下水超采治理方案。研究结果发现,三种方案都适用于地下水超采区的治理,其中采用按比例压采的方案效果最好。并针对研究区提出相应的地下水超采治理保护对策。其研究成果可为指导地下水资源管理工作建设,强化监督管理提供有利的科学支撑。
钟赐龙[5]（2020）在《微涡流优化及与排泥水回流协同混凝研究》文中研究表明净水厂的生产运行过程中会产生大量的生产废水,尤其是对于江西众多小型水厂及乡镇供水而言,在不能将其就近排入自然水体中以避免对水文生态环境造成破坏的情况下,对于这部分废水的处理就显得尤为重要。由于水厂规模以及经济方面的限制,在无法配置成套的污泥处置系统的前提下,本着“变废为宝”的理念,将其中的部分排泥水进行回流利用则是一条可行的出路。同时微涡流絮凝技术作为一项新型絮凝技术在应用推广的过程中也遇到了一系列问题,技术亟待优化。将排泥水回流运用到微涡流絮凝技术当中,一方面可起到节约水资源保护生态环境作用,另一方面还可以促进微涡流絮凝技术的推广应用,故有必要开展基于微涡流絮凝技术优化及排泥水回流协同作用的研究,同时也应研究其出水是否会产生安全性风险。本文主要以微涡流絮凝技术的优化为研究核心,开展微涡流絮凝技术优化和排泥水回流协同混凝中试试验的研究。主要从微涡流絮凝参数,沉淀池出水指标,排泥水回流后安全性分析、絮体形态及其Zeta电位和水中颗粒分子数的变化,低温低浊水处理效果等几个方面展开研究。主要研究成果如下:1.微涡流技术优化实验研究通过控制涡流反应器的投加量,使得絮凝池中微涡流反应时间占絮凝反应总时间的3/4（此时微涡流絮凝时间为8.1min）,从而实现技术优化。结果表明在此情况下,同样可以起到强化混凝的效果。相比将整个反应池都改造成微涡流絮凝池（此时微涡流絮凝时间为10.8min）的情况,仍然可使得最大处理水量增加25%,且节省投药量17%。同时,对于受到短时间内不同天气变化影响而导致的原水水质变化的水体,该技术皆能在相同工况下达到相近的处理效果,适应能力强,并且能大大降低Zeta电位,同时对水中分子粒径100μm以上的颗粒分子基本可以有效去除。在本部分实验中,最优工况下的投药量为25mg/l,处理水量为6m3/h,且涡流反应器的投配比为3/4（即涡流反应器加满折板絮凝池的前3/4）。2.微涡流协同排泥水回流中试实验研究在优化实验的基础上,协同排泥水回流技术进一步开展中试实验。研究结果表明,微涡流技术与排泥水回流技术的协同强化混凝作用效果明显,相比于原装置,其可使得最大处理水量增加到7m3/h,提升了30%以上,同时节药率可达20%,并且能使得各项水质指标均达到处理要求。其中,对于浊度、色度、CODMn和UV254来说,其去除效果都比较明显,在最佳投药量下,沉淀池出水浊度能稳定在3NTU以下,能使得出水色度维持在10CU左右,且对于CODMn和UV254的去除率分别在55%和60%左右,其最佳回流比均出现在2%4%之间。而受到原水中氨氮含量高的影响,对于氨氮的去除效果不大理想,虽然最大去除率可达30%以上,但由于混凝过程本身无法有效去除氨氮,无法使其降低到限值内,且随着回流比的增大,氨氮的浓度也会有一定的上升趋势,故在一定的回流浓度下,将回流比控制在4%以下比较适宜。对于总P的去除效果则比较优异,可降低50%以上的含量,并且在低投药量下会有更显着的效果,出水中总P的含量并不会随着回流比的增大有较大的上升幅度。利用电感耦合等离子发射光谱仪（ICP-CES）对沉淀池出水水样进行金属成分的分析后表明,排泥水的回流并不会使得各类金属产生明显的富集现象,而对于金属成分的去除效果也不是很理想,若是原水中有金属成分超标,需考虑加设其他对应处理装置。同时,对不同回流比下滤前水中细菌总数和粪大肠菌群数的测定结果说明,在一定的回流浓度下,在回流比为04%时,并不会造成其微生物大量累积的现象,但是当回流比大于6%以后,水体当中微生物数量将会呈现倍数级的增长,从而可能对后续工艺造成一定影响,需严格控制回流比。通过测定协同混凝反应后的水体中的Zeta电位及絮体形态情况表明,其胶体的Zeta电位能在协同混凝反应的作用下进一步降低,且效果显然优于混凝剂的单方面作用,而絮凝过程中也能形成结构紧凑、颗粒大且孔隙度小的絮体,能大幅度促进其吸附沉淀。而通过颗粒计数器对于原水和反应后沉淀池出水中颗粒分子数的测定,可发现其对于分子粒径在10μm以上的分子去除率高达85%,效果显着。而在低温低浊条件下的实验表明,微涡流协同排泥水回流技术对出水的浊度、CODMn和UV254有更好的去除率,可以比较好地解决冬季低温低浊水处理难的问题。3.微涡流协同排泥水回流技术的工程应用研究通过将微涡流协同排泥水回流技术应用到小型水厂中发现,对于农饮水工程,其适应能力强,能很好的解决目前江西众多小型水厂及乡镇供水的饮水工程中遇到的大部分问题,对于老水厂的改造,也能提供科学的建议和指导。综上,通过上述研究可以表明,在一定的回流浓度内,微涡流协同排泥水回流技术只要在合适的回流比和投配比（其值在本文中分别为4%和3/4）的情况下,能在一定程度上起到强化混凝的作用,可改善各构筑物的出水水质,且在原水水质可靠的情况下可以保证其出水安全性,还能进一步降低过滤消毒阶段的处理负荷。另外,还能适应一些极端天气下的复杂水体（如低温低浊水）的处理。
徐磊[6]（2020）在《滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征》文中研究说明饮用水安全与人体健康息息相关,由于饮用水直接暴露于细菌大量存在的外界环境中,因此饮用水中的细菌滋生便不可避免;为确保饮用水安全,各大水厂会对饮用水水源的选取、水厂地址的选定、水处理工艺的选择进行层层把关。以确保出水各项指标符合国家饮用水标准。然而,经过长距离输送,当饮用水从水厂输送到千家万户时,其中微生物数量及种群结构会发生微妙变化。由于技术以及个人隐私的限制,对室饮用水进行微生物指标监控成为技术性难题;再者,由于不可避免的自然规律,室内管道会出现不同程度的滞留。探究室内饮用水管道在滞留状态下水质变化、微生物增殖特征及种群结构变化具有重要的社会价值及科学意义。本研究以室内饮用水管道水为研究对象,主要研究由于自然原因导致的不可避免的过夜滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征,诊断滞留驱动室内饮用水管道水体微生物种群季相演替规律,探明管道水水质、微生物变化特征与突发藻污染及水环境因子之间的偶联机制,对滞留及突发水质污染情况下水质进行风险评估,以期为改善市政管道中微生物生态结构研究提供理论支持,为改善饮用水健康状况提供科学依据。本研究主要结论包括:（1）揭示了过夜滞留诱导室内饮用水管道微生物状态的季相演替特征。水质化学参数分析表明室内管道过夜滞留水体随季节变迁呈现规律性变化,细菌增殖特征随季节性变化明显,夏秋两季高温期增殖3.31倍。三磷酸腺苷分析（ATP）、Biolog指纹代谢技术分析表明,碳源代谢特征相关性分析表明集中供水新鲜水体受季节影响明显,过夜滞留水中细菌浓度在夏季达到最高,水中总ATP含量在滞留后春夏秋冬分别增长4.20,5.15,5.22和2.32倍。二次供水中微生物代谢活性显着高于直接供水。共生网络分析表明硝化螺旋菌属（Nitrospira）、Dongia、苔藓杆菌属（Bryobacter）、盐单胞菌属（Halomonas）、棒状杆菌（Corynebacterium）等在滞留水网络构架中起主导作用,而新鲜水中核心菌属为（Hyphomicrobium）、假红杆菌属（Pseudorhodobacter）、涅斯捷连科氏菌属（Nesterenkonia）、假单胞菌（Psedomonas）、罗尔斯通氏菌属（Ralstonia）等。（2）在人工供暖的影响下,过夜滞留水水质恶化,铁（Fe）和余氯均达不到国家饮用水标准（GB 5749-2006）。水中细菌浓度、ATP含量、细菌代谢能力在过夜滞留后显着升高（P<0.001）,微生物群落结构更具多样性且丰度更高,机会致病菌（Opportunistic premise plumbing pathogens,OPPPs）含量显着增加且军团菌属（Legionella）成为核心菌属之一,表明滞留后水对人体健康具有潜在威胁,温度和硫酸盐对细菌种群结构形成影响显着,流式细胞术（FCM）、Biolog、ATP和DNA测序技术结合为饮用水细菌检测提供了稳定全面的方法。（3）在夏季自然升温期,8月滞留水体Fe浓度增加浓度最大（6.04倍）,部分样品超出国家饮用水水质标准限值（0.3 mg/L）（GB 5749-2006）;总有机碳（TOC）浓度维持在1.31 mg/L～2.51 mg/L,且逐渐增加。8月细菌增长倍数最大,达到2.33倍;总ATP浓度与总细菌浓度表现出显着性正相关（R2=0.83,P<0.01）,胞内ATP变化范围为0.17～12.94×10-17 g ATP/cell,经一夜滞留后亦明显增加。研究表明高温期饮用水过夜滞留后水质显着恶化。（4）在低浓度藻源有机物（AOM）影响下（TOC=5.77±0.01 mg/L）饮用水水质发生不同程度恶化,细菌种群互作关系发生显着改变。饮用水滞留后期反硝化作用占据主导,导致NO2--N含量激增。滞留前后水中有机物成分发生改变,由类富里酸、类蛋白质及腐殖质类转化为腐殖质类。在这些有机物的刺激下,细菌数量及ATP含量均有显着增加,且细菌总数在滞留过程中达到57.90±4.86×105 cells/mL。AOM为影响细菌种群结构的重要因素。（5）在高浓度AOM刺激下（TOC=7.14±0.15 mg/L）,水中氮磷指标均超过国家标准（GB 5749-2006）,NO2--N在滞留过程中激增,有机物成分在滞留过程中变得复杂,由腐殖质类转化为类蛋白及类富里酸,细菌浓度在滞留过程中增加了28.08倍,水中微生物多样性有所降低,变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）等为优势菌门。属水平种群结构构建上起重要作用的有新鞘氨醇杆菌属（Novosphingobium）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、食酸菌属（Acidovorax）、产碱杆菌属（Alcaligenes）等。
姚夏[7]（2020）在《净水厂排泥水处理技术及回用安全研究》文中研究说明净水厂排泥水约占总处理水量的2%～8%,主要指沉淀池排泥水、滤池反冲洗水及混合排泥水。净水厂排泥水中污染物复杂,若将其直接排放,不仅浪费水资源,而且会对环境造成污染,因此,对排泥水的合理回用是水资源可持续发展的最终方向。本文以南方某净水厂的排泥水为研究对象,从物理、化学、生物三方面探究其水质特性,并通过烧杯试验和生产性试验对回用后的水质进行安全性分析与评价,在此基础上,针对风险较高的水样,进一步采用金属膜组合工艺处理,从水质指标方面研究膜系统的处理效果,通过比通量下降曲线和膜污染可逆分析两种方式进一步探讨膜污染情况及污染机理,优选金属膜最佳清洗方式,以期为实际生产提供技术依据。主要研究成果和结论如下:（1）TCC（总细胞浓度）和ICC（完整细胞浓度）从大到小的排序为:沉淀池排泥水上清液>滤池反冲洗水>滤池反冲洗水上清液>沉淀池排泥水,且滤池反冲洗水及其上清液中ICC/TCC值较高,微生物活性大。颗粒分布测定显示颗粒物主要由粒径分布在2～7μm的物质组成,滤池反冲洗水3～5μm粒径级别的颗粒数占比高于沉淀池排泥水,其污染物质颗粒粒径较小,多为溶解性物质。电镜扫描结果表明,沉淀池排泥水呈现较为密实的颗粒状结构,颗粒体积较小,沉降能力较好,而滤池反冲洗水呈现较为松散的絮状结构,且体积较大,易破碎。（2）对于浑浊度、CODMn等指标,直接回用和混凝处理后回用排泥水能强化混凝沉淀的效能;对于氨氮、溶解氧等指标,回流比越大对沉后出水越不利;混凝处理回用时,随着回流比逐渐增大,细菌总数呈现先上升再小幅下降再大幅上升的变化趋势,回流比为0%时沉后出水细菌总数最低,为430～560cfu/m L,当回流比增大到8%,沉后出水的细菌总数大幅增加,为930～1100cfu/m L,因此,回用过程中应重视检测微生物含量。（3）直接回用时的最佳回流比为4%,最大节药率为31.7%;混凝处理后回用的最佳回流比为6%,更有效地节约了水资源。以6%的回流比进行生产性试验表明:最终出厂水与不回用工况的出厂水水质指标均值相近,符合《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）中的规定。（4）针对水质较差的沉淀池前期排泥水和滤池前期反冲洗水,3种工艺中,粉末活性炭+金属膜微滤工艺处理效果最好,对浑浊度和颗粒物去除率在99%以上,对细菌总数的去除率在75%以上,过滤后可与原水混合后回用。该工艺过滤沉淀池前期排泥水的最终不可逆指数为12.96%,末端比通量为0.597;滤池前期反冲洗水中小分子有机污染物占比较大,因此造成膜的不可逆污染更严重,过滤结束的不可逆指数为17.7%,末端比通量下降到0.254。本试验中金属膜最佳膜清洗方式为水力反冲5min+超声振荡10min,膜通量恢复率为99.98%。
李世琪[8]（2019）在《自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究》文中提出自来水厂的反冲洗泥水来自砂滤和深度处理活性炭滤池,目前大多直接排放到附近水体,带来的环境污染问题不可忽视。本文调查分析了以长江水为水源的南京市北河口水厂反冲洗泥水的水质特性:砂滤池反冲洗泥水的浊度、氨氮、总氮、总磷、CODCr的30天连续监测平均值分别为125NTU、0.05mg/L、3mg/L、0.15mg/L、7mg/L;炭滤池反冲洗泥水中颗粒物粒径集中分布于2-5μm,游离细菌平均数量为650CFU,有机物种类则以类—色氨酸和溶解性微生物产物为主。开展了砂滤反冲洗泥水的过滤处理中试研究,两种不同填料过滤柱的实验结果表明:滤速为2m3/（m2·h）时,石英砂过滤柱对浊度、氨氮、总氮、总磷、CODCr的平均去除率分别为58.6%、15%、28%、30%、29.8%;50%石英砂+50%塑料球的过滤柱对这些污染因子的去除效果更好,平均去除率分别为65.5%、35.2%、34%、42%、42.2%。,出水水质达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的Ⅱ类水标准。将炭滤池反冲洗泥水与原水按不同配比混合,分析了反冲洗泥水回用作为水厂水源的可行性,结果表明:与无泥水回用的常规工艺比较,反冲洗泥水直接回用时,沉淀池出水的硝酸盐氮浓度、细菌总数这两项指标有所升高;反冲洗泥水回用,并同时进行PAC强化混凝后,沉淀池出水中与细菌总数相关的颗粒数显着降低,约为4000个/mL,而正常混凝无泥水回流时约为10000个/mL。实验探究了反冲洗泥水的超滤膜处理效果,通过检测跨膜压差及细菌总数等进出水水质指标以确定运行参数,结果表明:加入15mg/L的混凝剂PAC、预沉时间10min、通量20L/（m2·h）、工作周期60min、反冲洗强度6L/h,反冲洗时间60s的最优工况下,滤后水的细菌总数在10CFU/mL以下,类—色氨酸和溶解性微生物则基本被完全去除,可以回收到水厂清水池。研究成果为自来水厂砂滤及碳滤反冲洗泥水的处理处置提供了可供选择的技术路径。
张欣桐[9]（2019）在《镧基吸附剂高效除磷及对水质生物稳定性控制效能的研究》文中认为如何保证饮用水的生物稳定性一直是水处理研究的热点。常用的消毒处理并不能灭活所有微生物,且消毒过程中产生的消毒副产物还会给人体带来更大的危害。而减少水中营养源的方法相对绿色安全,其中,可同化有机碳（AOC）已被广泛用作水质生物稳定性的评价指标,但常规工艺对AOC的去除效果很难实现饮用水的生物稳定。除碳元素外,磷也是微生物生长所需的重要元素,而且与AOC相比,磷更容易被去除,磷污染源也相对可控,因此除磷可能是实现水质生物稳定的更有效途径。除AOC和磷外,水中残留的腐殖酸也会造成管网中微生物的再生长。腐殖酸不仅可被氧化剂分解为小分子有机物,增加AOC含量,而且经本文验证,腐殖酸本身还可直接作为营养源促进微生物生长。腐殖酸的强络合能力还可使它结合其他营养源而成为滋养微生物的温床,影响磷对微生物生长的控制效果。因此在去除水中磷的同时,也应尽量降低腐殖酸的残留量。本文首先通过考察AOC、磷酸盐与细菌总数之间的关系,明确了AOC和磷酸盐对细菌生长繁殖的促进能力,并给出了实现水质生物稳定的AOC含量、磷含量和水龄的建议值。结果发现磷酸盐比AOC更容易促进细菌的生长繁殖,去除磷比去除AOC更容易实现水质生物稳定。为了实现水质生物稳定,需将磷含量控制在至少3μg P/L以下。而为了满足生活饮用水卫生标准中细菌总数<100CFU/mL的要求,则需将水中的磷完全去除,此时,若水龄≤4 d,则可将对出水AOC含量的要求放宽至300μg C/L,若出厂水可在1 d内送达用户端,AOC的限值则可放宽至500μg C/L,大大降低了对AOC的去除要求。此外,本文还初步探讨了腐殖酸对细菌生长的促进作用,结果表明腐殖酸可直接作为营养源被细菌利用进行生长繁殖,当磷酸盐和腐殖酸共存时,细菌生长繁殖的能力大大增加。为了保证“磷断粮”法能够有效实现水质生物稳定,不仅需要有效去除水中的磷,还应尽量降低出水中腐殖酸的残留量。前人制备的La（OH）3/聚丙烯腈纤维（LPNFs）可通过去除水中的磷控制微生物的生长,为了保证“磷断粮”法能够有效实现水质生物稳定,需进一步提高吸附剂的磷吸附容量使其能够将水中的磷去除至不能检出,同时还需降低水中腐殖酸的含量,因此本文对LPNFs进行了碳化处理,制得了嵌镧碳纤维（LCNFs）镧/碳复合吸附剂。LCNFs对磷的吸附容量为20.2 mg P/g,高于LPNFs,并且在碳组分物理吸附和镧组分络合的共同作用下,LCNFs还可吸附去除水中的腐殖酸。当腐殖酸和磷酸盐共存时,由于镧基化合物对磷具有高选择性,LCNFs仍能将100μg P/L的磷降至ICP-MS检出限（0.6μg/L）以下,同时还可去除56.774.4%的腐殖酸,对LCNFs处理后的水样进行控菌研究,发现其生物稳定性较未经处理的水样有显着提高。但磷和腐殖酸的共存会干扰彼此的去除效果,而且LCNFs的磷吸附容量仍较低,不能长期使用,磷和腐殖酸的去除时间长,不能适应水厂的生产要求。为了提高吸附剂对磷的吸附容量,本文对La-MOF进行了无机化处理,制得了无机镧基化合物吸附剂（LMC）,使其具有微/纳米二级结构,可提供丰富的吸附点位和孔隙结构,从而使其获得了118.7 mg P/g的磷吸附容量,同时还可减弱磷和腐殖酸共存时二者对彼此去除效果的干扰,LMC可在50 min内将100μg P/L的磷去除至检出限以下,在60 min时去除43.565.4%的腐殖酸,相较于LCNFs缩短了去除时间。为了节约成本,适应水处理工程需求,需在保证吸附去除效果的基础上进一步缩短去除时间,为此,本文以La-MOF为镧源,采用葡萄糖水热法制备了具有丰富C-La微界面且在水中易于沉降分离的碳包覆镧纳米棒材料（C-LM）。C-La微界面可提供丰富的吸附点位,使C-LM具有54.4 mg P/g的磷吸附容量,还大大降低了磷和腐殖酸对彼此去除效果的影响。此外,C-La微界面还可产生毛细作用,使磷和腐殖酸快速到达吸附点位,缩短处理时间。当腐殖酸和磷酸盐共存时,C-LM在10 min内即可将水中的磷去除至检出限以下,同时获得腐殖酸去除平衡,此时的腐殖酸去除率大于70%,优于LMC和LCNF。LCNFs、LMC和C-LM三种镧基吸附剂均可将水中低浓度的磷降至检出限以下,同时降低腐殖酸残留量,进而提高水质生物稳定性。其中LMC的磷吸附容量最高,可长期使用,减少吸附剂再生及更换频率。而C-LM的去除时间最短,可减少水力停留时间。
蒋倩文[10]（2019）在《小流域沉积物硝化与反硝化特征》文中提出随着工农业的快速发展,大量外源氮素进入河流,给河流生态系统带来了巨大威胁。沉积物中硝化和反硝化作用作为河流生态系统中主要脱氮途径之一,对河流氮去除有着重要作用。但有关硝化和反硝化作用在农业小流域源头溪流的研究相对较少,有必要开展源头溪流硝化和反硝化作用的研究,为河流生态系统氮素去除和污染控制提供科学依据。本文以脱甲河小流域的3条典型源头子溪流为研究对象,分析3条子溪流水体和沉积物中各形态氮及理化指标的时空变化特征,研究3条子溪流沉积物中硝化和反硝化微生物活性的变化特征,进一步研究硝化与反硝化微生物各功能基因的丰度,揭示影响沉积物中硝化和反硝化的关键环境因子。本文的主要结果如下:（1）3条子溪流水体TN浓度表现为东山子溪流(1.8-107.1 mg·L-1)>新沙子溪流(0.93-7.8 mg·L-1)>伏岭子溪流(0.51-12.0 mg·L-1),全年大部分采样位点水质超过了国家地表水环境质量标准Ⅴ类水。3条子溪流氮污染严重的位点,水体NH4+-N占TN的比重大,而氮污染相对较轻的位点,则NO3--N占比更大。沉积物中NH4+-N、NO3--N、TN和SOM等含量整体上均表现出东山>新沙>伏岭的规律,且3条子溪流中氮污染主要以NH4+-N的形式存在。（2）3条子溪流沉积物的潜在硝化速率（PNR）差异明显,整体为东山(36.6μg·（kg·h）-1)>新沙(23.5μg·（kg·h）-1)>伏岭(16.3μg·（kg·h）-1),且大部分采样位点沉积物PNR春季最高。伏岭、东山和新沙子溪流沉积物潜在反硝化速率（PDNR）的变化范围分别为0.17-4.7、0.06-3.9和0.19-3.0 mg·（kg·h）-1,无显着差异,反硝化作用强度基本相当。各环境变量对3条子溪流PNR和PDNR的影响不同,3条子溪流的主要影响因子差异较大。（3）伏岭、东山和新沙3条子溪流沉积物细菌总数分别为2.7×1010-2.2×1011、4.3×1010-4.5×1011和5.2×109-2.4×1011 copies g-1,整体表现为东山>新沙>伏岭,且大部分采样位点呈现出春秋季高于冬夏季。沉积物中AOA丰度特征基本表现为东山(5.8×108 copies g-1)>新沙(5.0×108 copies g-1)>伏岭(3.0×108 copies g-1)的趋势。AOB也表现出相似的规律,即东山(5.5×108 copies g-1)>新沙(1.4×108 copies g-1)>伏岭(8.3×107 copies g-1)。另外,在污染越高的位点,沉积物AOB丰度高于AOA,AOB更具优势,而污染相对低的位点,则相反。伏岭、东山和新沙子溪流沉积物中nirS基因分别为3.0×107-9.6×108、4.8×107-6.8×108和3.4×106-5.9×108 copies g-1,nirK基因丰度为2.6×108-2.1×109、2.5×108-1.3×109和4.8×106-2.2×109 copies g-1,3条子溪流间沉积物nirS和nirK基因丰度均无显着差异（P>0.05）。3条子溪流沉积物nirK基因丰度均比nirS高,反硝化过程中nirK比nirS扮演着更为重要的角色。分析发现,PNR或PDNR与其对应功能基因丰度没有明显的相关性,环境变量可能才是硝化和反硝化速率的主要影响因素。各环境变量对3条子溪流沉积物硝化和反硝化功能基因丰度的影响不同,且不同溪流间差异性较大。综上分析,3条子溪流均存在不同程度的氮污染状况。3条子溪流中沉积物硝化速率和反硝化速率及其相应的功能基因丰度时空差异较大,且与各环境变量的响应较为复杂,主要影响因素不同。本文初步揭示了3条子溪流硝化和反硝化活性、功能基因丰度和环境变量间的关系,但3者相互作用的具体机制还需要更深入的、全面的探究。
二、测定地表水细菌总数存在的问题分析（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、测定地表水细菌总数存在的问题分析（论文提纲范文）
（1）典型农村地区饮用水水质现状分析研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外农村饮用水水质方面的研究现状 |
| 1.2.2 国内农村饮用水水质方面的研究现状 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 研究内容与方法 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 2 调研资料与分析方法 |
| 2.1 数据调研概述 |
| 2.2 分析方法 |
| 3 影响农村饮用水水质的典型水质指标调研分析 |
| 3.1 农村饮用水中微生物学指标的调研分析 |
| 3.1.1 微生物学指标数据调研及超标情况分析 |
| 3.1.2 微生物指标超标的原因分析 |
| 3.1.3 典型农村地区微生物指标的污染现状 |
| 3.2 农村饮用水中浑浊度指标的调研分析 |
| 3.3 农村饮用水中氟化物指标的调研分析 |
| 3.3.1 氟化物指标的数据调研及超标情况分析 |
| 3.3.2 氟化物超标的原因分析 |
| 3.3.3 典型农村地区氟化物指标的污染现状 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 我国农村饮用水水质时空特点分析 |
| 4.1 农村饮用水水质随时间变化特性 |
| 4.2 农村饮用水水质随空间变化特性 |
| 4.2.1 各地区农村饮用水水质合格率的空间分布特性 |
| 4.2.2 不同地区典型水质指标超标率变化特性 |
| 4.3 典型农村地区饮用水水质时空变化特点 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 农村饮用水水质现状及改善建议 |
| 5.1 我国农村饮用水水质安全工作发展现状 |
| 5.2 我国农村地区饮用水水质现状 |
| 5.3 城乡水质差异现状 |
| 5.4 农村地区饮用水水质改善面临的问题 |
| 5.5 优化农村饮用水水质的建议 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 创新点与不足 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地表水资源及水源水库水质现状 |
| 1.1.2 水库富营养化及其危害 |
| 1.1.3 藻类生长的环境影响因子 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湖库水体藻类群落季节性演替 |
| 1.2.2 人工强制混合控藻技术研究 |
| 1.2.3 藻类与水体细菌 |
| 1.2.4 探究微生物代谢的技术手段 |
| 1.3 研究主要内容及技术路线图 |
| 1.3.1 研究主要内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 2 金盆水库浮游藻类种群演替机制 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 采样点与水样采集 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 水样采集 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 水质指标的检测方法 |
| 2.3.2 浮游藻类计数及藻种鉴定 |
| 2.3.3 chlorophyll a的测定 |
| 2.3.4 真核藻类群落结构的高通量测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 2.5 金盆水库水质特征分析 |
| 2.6 金盆水库基于形态学鉴定的浮游藻类演替特征 |
| 2.6.1 金盆水库藻密度及叶绿素a含量变化特征 |
| 2.6.2 金盆水库藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 2.6.3 金盆水库藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 2.6.4 基于网络图分析浮游藻类与水质的偶联关系分析 |
| 2.7 金盆水库基于DNA测序分析的真核藻类演替特征 |
| 2.7.1 金盆水库真核藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 2.7.2 金盆水库真核藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 2.7.3 基于网络图分析真核藻类与水质的偶联关系分析 |
| 2.8 本章小结 |
| 3 李家河水库藻类种群演替机制 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 采样点与水样采集 |
| 3.2.1 采样点布置 |
| 3.2.2 水样采集 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.4 李家河水库水质特征分析 |
| 3.5 李家河水库基于形态学鉴定的浮游藻类演替特征 |
| 3.5.1 李家河水库藻密度及chlorophyll a变化特征 |
| 3.5.2 李家河水库藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 3.5.3 李家河水库藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 3.5.4 基于网络图分析浮游藻类与水质的偶联关系分析 |
| 3.6 李家河水库基于DNA测序分析真核藻类演替特征 |
| 3.6.1 李家河水库真核藻类门水平群落结构组成分析 |
| 3.6.2 李家河水库真核藻类属水平群落结构组成分析 |
| 3.6.3 基于网络图分析真核藻类与水质的偶联机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 人工强制混合充氧期间金盆水库浮游藻类种群变化特征 |
| 4.1 研究区域概况 |
| 4.2 采样及分析方法 |
| 4.3 金盆水库人工强制充氧混合期间水质特征分析 |
| 4.4 金盆水库人工强制充氧混合期间基于形态学鉴定分析藻类分布特征 |
| 4.4.1 藻密度和chlorophyll a的变化 |
| 4.4.2 金盆水库藻类种群门水平变化 |
| 4.4.3 金盆水库藻类种群属水平变化 |
| 4.4.4 金盆水库浮游藻类与水质偶联互作网络结构分析 |
| 4.5 金盆水库人工强制充氧混合期基于DNA测序分析真核藻类分布特征 |
| 4.5.1 扬水曝气运行期间真核藻类种群门水平变化 |
| 4.5.2 扬水曝气运行期间真核藻类种群属水平变化 |
| 4.5.3 扬水曝气运行过程前中后期真核藻类与水质偶联响应网络结构分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 水源水库小球藻衰亡过程中伴生细菌代谢活性特征研究 |
| 5.1 采样与分析方法 |
| 5.1.1 藻类的培养 |
| 5.1.2 水质指标测定 |
| 5.1.3 荧光溶解性有机质测定 |
| 5.1.4 细菌数量及细菌群落代谢活性测定 |
| 5.1.5 数据分析 |
| 5.2 水质分析 |
| 5.3 小球藻衰亡时期荧光溶解性有机质特征性分析 |
| 5.4 细菌总数及chlorophyll a变化特征分析 |
| 5.5 细菌群落代谢活性分析 |
| 5.6 本章小节 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 研究生期间成果 |
（3）水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 尾水深度处理技术 |
| 1.3 人工湿地研究和应用概况 |
| 1.3.1 湿地生态学研究进展 |
| 1.3.2 人工湿地的发展历程 |
| 1.3.3 人工湿地分类 |
| 1.3.4 人工湿地处理城镇污水厂尾水现状 |
| 1.3.5 人工湿地脱氮途径与影响因素 |
| 1.4 人工湿地微生物多样性 |
| 1.5 人工湿地氮转化功能基因 |
| 1.6 研究目的及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 创新点 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 研究方法与材料 |
| 2.1 水平潜流人工湿地模拟系统的构建 |
| 2.2 水平潜流人工湿地模拟系统的启动 |
| 2.3 仪器及试剂 |
| 2.4 水质指标监测 |
| 2.5 微生物处理与分析 |
| 2.5.1 微生物样品采集 |
| 2.5.2 生物膜样品预处理 |
| 2.5.3 基因组总DNA的提取与纯化 |
| 2.5.4 聚合酶链式反应 |
| 2.5.5 荧光定量PCR |
| 2.5.6 高通量测序 |
| 2.5.7 氮转化菌群和功能基因间的生态联结性分析 |
| 第3章 水力负荷对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 水质指标分析 |
| 3.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 3.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 3.4 微生物群落结构 |
| 3.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 3.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 3.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 3.4.4 分子生态网络分析 |
| 3.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 3.6 氮转化过程生态联结性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 C/N对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 水质指标分析 |
| 4.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 4.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 4.4 微生物群落结构 |
| 4.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 4.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 4.4.4 分子生态网络分析 |
| 4.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 4.6 功能基因组的生态连接性 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 间歇曝气对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.3 水质指标分析 |
| 5.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 5.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化（累积）速率 |
| 5.4 微生物群落结构 |
| 5.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 5.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 5.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 5.4.4 分子生态网络分析 |
| 5.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 5.6 氮转化过程生态联结性 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 温度对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验方法 |
| 6.3 水质指标分析 |
| 6.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 6.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 6.4 微生物群落结构 |
| 6.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 6.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 6.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 6.4.4 分子生态网络分析 |
| 6.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 6.6 氮转化过程生态联结性 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 水平潜流人工湿地应用实践 |
| 7.1 项目背景 |
| 7.2 工程意义 |
| 7.3 设计原则 |
| 7.4 工程设计 |
| 7.4.1 工程选址 |
| 7.4.2 设计进出水水质 |
| 7.4.3 设计方案 |
| 7.4.4 工艺设计 |
| 7.5 运行效果 |
| 7.6 讨论 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及专利情况 |
| 在学期间省级获奖情况 |
（4）咸阳市城区地下水资源量计算及超采治理方案研究（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 地下水水资源量计算及水质评价 |
| 1.2.2 地下水超采治理 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 2 研究区概况及存在问题 |
| 2.1 自然环境概况 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.3 区域地质及水文地质条件 |
| 2.3.1 区域地质条件 |
| 2.3.2 水文地质 |
| 2.4 超采区地下水水位动态特征 |
| 2.5 地下水资源开发利用现状与存在问题 |
| 2.5.1 地下水资源开发利用现状 |
| 2.5.2 地下水开发利用中存在的问题 |
| 3 咸阳市地下水资源量计算及水质评价 |
| 3.1 地下水水资源量计算分析 |
| 3.1.1 补给项 |
| 3.1.2 排泄项 |
| 3.2 大气降水入渗补给量不确定性分析 |
| 3.2.1 影响大气降水入渗补给系数的因素 |
| 3.2.2 大气降水入渗补给量计算与结果分析 |
| 3.3 地下水水质评价 |
| 3.3.1 水质评价指标体系构建 |
| 3.3.2 水质评价方法 |
| 3.3.3 水质评价结果 |
| 4 咸阳市地下水水流数值模拟研究 |
| 4.1 水文地质概念模型研究与构建 |
| 4.1.1 含水层结构概述 |
| 4.1.2 研究区边界概化 |
| 4.1.3 研究区的源汇项 |
| 4.1.4 研究区水力特征概化 |
| 4.2 地下水水流数值模拟 |
| 4.2.1 模拟方法及其原理 |
| 4.2.2 水文地质参数分区 |
| 4.2.3 源汇项的处理和计算 |
| 4.2.4 模拟结果分析 |
| 5 咸阳市地下水超采区调控治理方案模拟研究 |
| 5.1 地下水调控治理目标 |
| 5.2 调控治理方案的设计与模拟预测研究 |
| 5.2.1 调控治理方案情景设计 |
| 5.2.2 调控治理方案模拟与预测分析 |
| 5.3 地下水超采区治理与保护对策措施 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（5）微涡流优化及与排泥水回流协同混凝研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 课题的目的与意义 |
| 1.3 研究的主要内容 |
| 1.3.1 微涡流强化混凝优化阶段 |
| 1.3.2 协同强化混凝阶段 |
| 1.3.3 工程应用阶段 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 混凝技术及生产废水回用技术概述 |
| 2.1 混凝技术 |
| 2.1.1 混凝机理 |
| 2.1.2 混凝动力学理论 |
| 2.1.3 混凝效果的影响因素 |
| 2.1.4 强化混凝的措施 |
| 2.1.5 微涡流絮凝技术 |
| 2.2 生产废水回用技术概述 |
| 2.2.1 生产废水的来源 |
| 2.2.2 生产废水的危害 |
| 2.2.3 生产废水回用强化混凝理论 |
| 2.2.4 生产废水回用技术研究现状 |
| 第三章 实验设备与分析方法 |
| 3.1 实验设备及药剂 |
| 3.1.1 实验设备 |
| 3.1.2 实验混凝剂 |
| 3.1.3 实验所需其他药剂 |
| 3.2 检测指标及测定方法 |
| 第四章 微涡流强化混凝优化实验 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 原水水质状况 |
| 4.3 中试实验装置及仪器设备 |
| 4.3.1 中试装置工艺流程图 |
| 4.3.2 中试实验取水装置 |
| 4.3.3 中试实验投药系统 |
| 4.3.4 中试实验絮凝池 |
| 4.3.5 中试实验沉淀池 |
| 4.4 优化实验具体内容 |
| 4.5 实验结果与分析 |
| 4.5.1 混凝中试实验情况 |
| 4.5.2 微涡流强化混凝优化实验情况 |
| 4.5.3 优化实验对Zeta电位及絮体颗粒的影响 |
| 4.6 本章小节 |
| 第五章 微涡流及排泥水回流协同强化混凝中试实验 |
| 5.1 实验目的 |
| 5.2 中试实验装置及仪器设备 |
| 5.2.1 中试排泥水回流工艺流程图 |
| 5.2.2 中试实验回流装置 |
| 5.3 排泥水水质状况 |
| 5.4 中试实验具体内容 |
| 5.5 中试安全性实验结果与分析 |
| 5.5.1 对沉后出水浊度的影响 |
| 5.5.2 对沉后出水色度的影响 |
| 5.5.3 对沉后出水有机物的影响 |
| 5.5.4 对沉后出水氨氮的影响 |
| 5.5.5 对沉后出水总磷的影响 |
| 5.5.6 对沉后出水金属的影响 |
| 5.5.7 对沉后出水微生物的影响 |
| 5.6 对絮体形态、Zeta电位及出水中颗粒分子数的影响 |
| 5.7 对低温低浊水的处理效果 |
| 5.8 本章小节 |
| 第六章 微涡流协同排泥水回流技术工程应用 |
| 6.1 工程概况 |
| 6.2 工程改造 |
| 6.3 实验运行结果与分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 饮用水中细菌增殖的危害 |
| 1.1.2 饮用水主要污染来源 |
| 1.1.3 我国地表水体环境质量标准 |
| 1.1.4 饮用水中的细菌标准 |
| 1.1.5 自来水中细菌数量检测方法 |
| 1.2 研究热点 |
| 1.2.1 滞留与温度诱导室内饮用水管道细菌增殖 |
| 1.2.2 饮用水中庞大而复杂的微生物群落 |
| 1.2.3 管材及流速对饮用水中细菌增殖特征的重要影响 |
| 1.2.4 FCM法在饮用水研究中的重要地位 |
| 1.2.5 饮用水处理工艺对细菌增殖的影响 |
| 1.2.6 机会致病菌的研究 |
| 1.3 饮用水中微生物研究的主要方法 |
| 1.3.1 流式细胞术 |
| 1.3.2 生物化学发光仪对水中ATP检测 |
| 1.3.3 Biolog微生物指纹代谢技术对微生物活性的测定 |
| 1.3.4 高通量测序技术 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器和材料 |
| 2.2 主要实验方法 |
| 2.2.0 采样点及采样方法 |
| 2.2.1 温度、pH测定方法 |
| 2.2.2 余氯的测定 |
| 2.2.3 细菌总数的测定 |
| 2.2.4 三磷酸腺苷(ATP)的测定 |
| 2.2.5 Biolog技术检测微生物代谢活性 |
| 2.2.6 四氮一磷测定 |
| 2.2.7 硫酸盐的测定 |
| 2.2.8 总铁、总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.2.9 小球藻的培养及AOM的提取 |
| 2.2.10 三维荧光的测定 |
| 3 过夜滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征的季相演替研究 |
| 3.1 采样点概况、样品的采集及采样方法 |
| 3.2 过夜滞留水水质化学参数季相演替规律 |
| 3.2.1 滞留诱导室内管道水温季相演替规律 |
| 3.2.2 滞留诱导室内管道水体pH季相变化 |
| 3.2.3 滞留诱导室内管道水体余氯季相变化特征 |
| 3.2.4 滞留诱导室内管道水体中亚硝氮(NO_2~--N)浓度季相变化特征 |
| 3.2.5 滞留诱导室内管道水体中总铁(Fe)浓度季相变化特征 |
| 3.2.6 滞留诱导室内管道水体中SO_4~(2-)浓度季相变化特征 |
| 3.2.7 滞留诱导室内管道水体中硫总有机碳(TOC)浓度季相变化特征 |
| 3.3 室内饮用水管道过夜滞留水体细菌再增长的四季演替规律 |
| 3.4 ATP快速定量评估滞留前后水体生物稳定性的季相演替规律 |
| 3.5 Biolog微生物指纹代谢技术表征细菌活性的季相变化 |
| 3.6 滞留诱导室内饮用水管道细菌种群结构的季相动态演替规律 |
| 3.6.1 水体滞留前后细菌多样性分析 |
| 3.6.2 水体细菌群落结构组成分析 |
| 3.6.3 水体细菌群落与环境因子互作关系 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 冬季室内供暖诱导饮用水管道滞留水体细菌增殖特性 |
| 4.1 采样点概况及采样方法 |
| 4.2 采暖期过夜滞留水体化学参数变化 |
| 4.3 细菌细胞计数和ATP的显着变化 |
| 4.4 Biolog表征细菌代谢多样性的比较 |
| 4.5 细菌最大再生点的定位实验 |
| 4.6 Illumina高通量测序的细菌群落分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 夏季过夜滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征演替研究 |
| 5.1 采样点概况及采样方法 |
| 5.2 夏季过夜滞留与新鲜水体水质化学参数变化 |
| 5.2.1 温度变化规律 |
| 5.2.2 pH变化规律 |
| 5.2.3 余氯变化规律 |
| 5.2.4 亚硝氮(NO_2~--N)变化规律 |
| 5.2.5 总铁(Fe)变化规律 |
| 5.2.6 硫酸根离子(SO_4~(2-))变化规律 |
| 5.2.7 总有机碳(TOC)浓度变化规律 |
| 5.3 室内饮用水管道过夜滞留水体细菌再增长变化规律 |
| 5.4 ATP快速定量评估滞留前后水体生物稳定性的演替规律 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 低浓度藻源有机物刺激室内饮用水管道滞留水体细菌增殖特征 |
| 6.1 低浓度AOM作用下室内管道水化学参数随滞留时间的机制探究 |
| 6.1.1 温度、pH变化规律 |
| 6.1.2 余氯变化规律 |
| 6.1.3 总氮(TN)、硝氮(NO_3~--N)、氨氮(NH_4~+-N)、亚硝氮(NO_2~--N)和总磷(TP)变化规律 |
| 6.1.4 总有机碳(TOC)浓度变化规律 |
| 6.1.5 有机物主要成分随滞留时间演替规律 |
| 6.1.6 总铁（Fe）浓度变化规律 |
| 6.2 低浓度AOM作用下室内管道细菌随滞留时间演替规律探究 |
| 6.2.1 细菌浓度变化规律 |
| 6.2.2 异养平板计数(HPC)及可培养率变化规律 |
| 6.2.3 ATP变化规律 |
| 6.2.4 微生物代谢活性变化规律 |
| 6.2.5 细菌种群结构的演替特征 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 高浓度藻源有机物激发室内饮用水管道滞留水体细菌增殖特征 |
| 7.1 藻类有机物作用下室内管道水化学参数随滞留时间的机制探究 |
| 7.1.1 温度、pH变化规律 |
| 7.1.2 余氯变化规律 |
| 7.1.3 总氮(TN)、硝氮(NO_3~--N)、氨氮(NH_4~+-N)、亚硝氮(NO_2~--N)和总磷(TP)变化规律 |
| 7.1.4 总有机碳(TOC)浓度变化规律 |
| 7.1.5 三维荧光法跟踪有机物变化规律 |
| 7.1.6 总铁浓度变化规律 |
| 7.2 高浓度AOM作用下室内管道细菌随滞留时间演替规律探究 |
| 7.2.1 细菌浓度变化规律 |
| 7.2.2 异养平板计数(HPC)及可培养率变化规律 |
| 7.2.3 ATP变化规律 |
| 7.2.4 微生物代谢活性变化规律 |
| 7.2.5 细菌种群结构的演替特征 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（7）净水厂排泥水处理技术及回用安全研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 水资源与水污染现状 |
| 1.1.2 排泥水回用的必要性 |
| 1.2 国内外排泥水回用研究现状 |
| 1.2.1 排泥水的水质现状 |
| 1.2.2 排泥水安全性评价 |
| 1.2.3 排泥水回用技术 |
| 1.3 膜处理排泥水回用技术 |
| 1.3.1 膜回用排泥水技术进展 |
| 1.3.2 膜污染及模型 |
| 1.3.3 膜污染的防治 |
| 1.4 课题研究目的及内容 |
| 1.4.1 课题目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容及技术路线 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 金属膜性能 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 水样采集及保存 |
| 2.2.2 沉降试验 |
| 2.2.3 混凝试验 |
| 2.2.4 膜过滤试验 |
| 2.3 主要检测项目与方法 |
| 2.3.1 主要常规水质指标 |
| 2.3.2 有机物指标 |
| 2.3.3 微生物指标 |
| 2.3.4 颗粒分布测定 |
| 2.3.5 电镜扫描 |
| 第三章 排泥水分类及水质特性 |
| 3.1 水厂概况 |
| 3.1.1 工艺流程 |
| 3.1.2 取样点与水样 |
| 3.2 原水水质 |
| 3.2.1 水质指标 |
| 3.2.2 颗粒数分布 |
| 3.3 排泥水水质概况 |
| 3.3.1 水质指标 |
| 3.3.2 颗粒数分布 |
| 3.3.3 活细胞比例 |
| 3.4 排泥水沉降性能研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 排泥水直接回用研究 |
| 4.1 排泥水直接回用安全性研究 |
| 4.1.1 对浑浊度的影响 |
| 4.1.2 对有机污染物的影响 |
| 4.1.3 对氨氮的影响 |
| 4.1.4 对溶解性总固体的影响 |
| 4.2 排泥水回用工艺参数优化研究 |
| 4.2.1 最佳回流比 |
| 4.2.2 最大节药率 |
| 4.3 回用排泥水混凝机制研究 |
| 4.3.1 沉泥宏观特征研究 |
| 4.3.2 沉泥形态学特征 |
| 4.3.3 DLVO理论与混凝机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 排泥水混凝沉淀处理回用研究 |
| 5.1 烧杯实验水质安全性研究 |
| 5.1.1 对浑浊度的影响 |
| 5.1.2 对溶解氧的影响 |
| 5.1.3 对有机污染物的影响 |
| 5.1.4 对氨氮的影响 |
| 5.1.5 对微生物的影响 |
| 5.2 回用工艺参数优化研究 |
| 5.3 工艺运行过程水质安全性研究 |
| 5.3.1 对常规物理指标的影响 |
| 5.3.2 对浑浊度的影响 |
| 5.3.3 对有机污染物的影响 |
| 5.3.4 对氨氮的影响 |
| 5.3.5 对微生物的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 排泥水金属膜组合工艺处理研究 |
| 6.1 试验装置与运行条件 |
| 6.2 膜前预处理 |
| 6.2.1 微絮凝+金属膜微滤工艺中混凝剂投加量的选择 |
| 6.2.2 粉末活性炭+金属膜微滤工艺中粉末活性炭投加量的选择 |
| 6.3 膜系统处理效果 |
| 6.3.1 沉淀池前期排泥水 |
| 6.3.2 滤池前期反冲洗水 |
| 6.4 膜污染情况分析 |
| 6.4.1 金属膜单独微滤工艺 |
| 6.4.2 微絮凝+金属膜微滤工艺 |
| 6.4.3 粉末活性炭+金属膜微滤工艺 |
| 6.5 膜的清洗 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
（8）自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究（论文提纲范文）
| 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 反冲洗泥水国内外现有处理技术 |
| 1.2.2 反冲洗泥水的应用价值分析 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 检测方法 |
| 第二章 自来水厂反冲洗泥水水质特性分析 |
| 2.1 砂滤池反冲洗泥水水质特性 |
| 2.1.1 浊度分析 |
| 2.1.2 含氮污染物分析 |
| 2.1.3 总磷分析 |
| 2.1.4 有机物分析 |
| 2.2 炭滤池反冲洗泥水水质特性 |
| 2.2.1 颗粒物分析 |
| 2.2.2 细菌数量分析 |
| 2.2.3 有机物分析 |
| 第三章 砂滤池反冲洗泥水过滤处理试验 |
| 3.1 试验方法及内容 |
| 3.2 滤柱净化效能分析 |
| 3.2.1 滤柱对浊度的去除效能 |
| 3.2.2 滤柱对含氮污染物的去除效能 |
| 3.2.3 滤柱对总磷的去除效能 |
| 3.2.4 滤柱对有机物的去除效能 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 炭滤池反冲洗泥水的回用试验 |
| 4.1 试验方法及内容 |
| 4.2 反冲洗泥水回用效能研究 |
| 4.2.1 反冲洗泥水回用的化学安全性分析 |
| 4.2.2 反冲洗泥水回用的生物安全性分析 |
| 4.2.3 反冲洗泥水回用的控制指标 |
| 4.3 回用与强化混凝组合的效能分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 炭滤池反冲洗泥水的膜处理试验 |
| 5.1 试验方法及内容 |
| 5.2 反冲洗泥水沉降性能分析 |
| 5.3 混凝参数的确定 |
| 5.3.1 混凝剂量的确定 |
| 5.3.2 预沉淀时间的确定 |
| 5.4 超滤膜运行工况的确定 |
| 5.4.1 超滤膜运行通量的确定 |
| 5.4.2 超滤膜运行周期的确定 |
| 5.4.3 超滤膜反冲洗时间的确定 |
| 5.4.4 超滤工况运行的跨膜压差变化 |
| 5.5 超滤工艺净化效能分析 |
| 5.5.1 超滤工艺对颗粒物的去除效能 |
| 5.5.2 超滤工艺对细菌的去除效能 |
| 5.5.3 超滤工艺不同阶段有机物特性变化分析 |
| 5.6 超滤工艺回收反冲洗泥水的三卤甲烷生成势变化分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 附件 |
（9）镧基吸附剂高效除磷及对水质生物稳定性控制效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景 |
| 1.2 水质生物稳定性的实现途径 |
| 1.2.1 消毒 |
| 1.2.2 减少水中营养源 |
| 1.3 腐殖酸对生物稳定性的影响及其去除技术 |
| 1.3.1 腐殖酸的性质 |
| 1.3.2 腐殖酸对生物稳定性的影响 |
| 1.3.3 腐殖酸去除技术 |
| 1.4 饮用水除磷研究现状 |
| 1.5 吸附除磷 |
| 1.5.1 吸附除磷机理 |
| 1.5.2 金属化合物吸附剂 |
| 1.5.3 镧基吸附剂 |
| 1.6 课题的研究目的、意义及主要研究内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料制备方法 |
| 2.2.1 嵌镧碳纤维的制备 |
| 2.2.2 La-MOF衍生无机磷吸附剂的制备 |
| 2.2.3 碳包覆镧纳米棒的制备 |
| 2.3 材料表征方法 |
| 2.3.1 材料结构形貌表征 |
| 2.3.2 材料晶型结构分析 |
| 2.3.3 材料表面电荷及官能团分析 |
| 2.3.4 材料中镧含量的测定 |
| 2.4 磷吸附实验 |
| 2.4.1 吸附等温线 |
| 2.4.2 吸附动力学 |
| 2.4.3 溶液pH的影响 |
| 2.4.4 共存阴离子的影响 |
| 2.4.5 低浓度磷的去除 |
| 2.4.6 碳包覆镧基化合物材料的除磷特性对比 |
| 2.5 腐殖酸去除及腐殖酸与磷酸盐同步去除实验 |
| 2.5.1 腐殖酸储备液的制备 |
| 2.5.2 不同材料腐殖酸吸附去除特性对比 |
| 2.5.3 同步除磷除腐殖酸实验 |
| 2.6 微生物实验 |
| 2.6.1 AOC和磷对微生物生长的影响 |
| 2.6.2 腐殖酸对微生物生长的影响 |
| 2.6.3 嵌镧碳纤维的抑菌效能研究 |
| 2.7 吸附剂其他特性研究 |
| 2.7.1 再生特性 |
| 2.7.2 沉降特性 |
| 2.8 检测方法 |
| 2.8.1 磷含量的测定 |
| 2.8.2 水中镧含量的测定 |
| 2.8.3 腐殖酸含量的测定 |
| 2.8.4 水中细菌总数的测定 |
| 第3章 碳、磷元素对细菌生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 AOC对细菌生长的影响 |
| 3.2.1 无磷时AOC对细菌生长的影响 |
| 3.2.2 磷存在时AOC对细菌生长的影响 |
| 3.3 磷对细菌生长的影响 |
| 3.3.1 无碳时磷对细菌生长的影响 |
| 3.3.2 AOC存在时磷对细菌生长的影响 |
| 3.4 腐殖酸对细菌生长的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 嵌镧碳纤维制备及其除磷控菌效能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 嵌镧碳纤维的制备及表征 |
| 4.3 镧碳纤维除磷效能研究 |
| 4.3.1 镧含量的影响 |
| 4.3.2 吸附等温线 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 吸附磷后吸附剂的表征 |
| 4.3.5 溶液初始pH的影响 |
| 4.3.6 共存阴离子的影响 |
| 4.3.7 低浓度磷的吸附特性 |
| 4.4 嵌镧碳纤维的腐殖酸去除效能研究 |
| 4.4.1 不同材料对腐殖酸的吸附特性 |
| 4.4.2 镧含量对腐殖酸吸附效能的影响 |
| 4.4.3 嵌镧碳纤维去除自来水中有机物 |
| 4.5 嵌镧碳纤维对磷和腐殖酸的同步去除 |
| 4.6 嵌镧碳纤维的再生方法研究 |
| 4.7 嵌镧碳纤维的控菌效能研究 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 La-MOF衍生无机吸附剂制备及其除磷效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 La-MOF衍生无机吸附剂制备及优选 |
| 5.2.1 吸附剂制备及表征 |
| 5.2.2 吸附剂的优选 |
| 5.3 La-MOF衍生无机吸附剂除磷效能研究 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.3.3 吸附磷后吸附剂的表征 |
| 5.3.4 溶液初始pH的影响 |
| 5.3.5 共存阴离子的影响 |
| 5.3.6 低浓度磷的去除特性 |
| 5.4 La-MOF衍生无机吸附剂腐殖酸去除效能研究 |
| 5.5 La-MOF衍生无机吸附剂对磷和腐殖酸的同步去除 |
| 5.6 La-MOF衍生无机吸附剂再生方法研究 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 碳包覆镧纳米棒制备及其除磷效能的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 碳包覆镧纳米棒的设计制备及表征 |
| 6.2.1 碳包覆镧纳米棒形貌及结构 |
| 6.2.2 镧源对除磷效果的影响 |
| 6.2.3 水热时间的影响 |
| 6.3 碳包覆镧纳米棒除磷效能研究 |
| 6.3.1 吸附等温线 |
| 6.3.2 吸附动力学 |
| 6.3.3 吸附磷后吸附剂的表征 |
| 6.3.4 溶液初始pH的影响 |
| 6.3.5 共存阴离子的影响 |
| 6.3.6 低浓度磷的吸附特性 |
| 6.4 碳包覆镧纳米棒腐殖酸去除效能研究 |
| 6.5 碳包覆镧纳米棒对磷和腐殖酸的同步去除 |
| 6.6 碳包覆镧纳米棒分离特性 |
| 6.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）小流域沉积物硝化与反硝化特征（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 国内外研究进展 |
| 1.2.1 硝化和反硝化作用及其微生物 |
| 1.2.2 河流生态系统中沉积物硝化与反硝化研究 |
| 1.2.3 环境变量对硝化和反硝化微生物的影响 |
| 1.3 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理条件概况 |
| 2.1.2 水文水力特征及样点布设 |
| 2.2 水样采集与预处理 |
| 2.3 水体理化指标测定方法 |
| 2.4 沉积物采集与预处理 |
| 2.5 沉积物理化性质测定方法 |
| 2.6 沉积物硝化和反硝化活性测定 |
| 2.6.1 潜在硝化速率(PNR)的测定 |
| 2.6.2 潜在反硝化速率(PDNR)的测定 |
| 2.7 沉积物DNA的提取和实时荧光定量PCR |
| 2.7.1 沉积物微生物总DNA提取 |
| 2.7.2 实时荧光定量PCR |
| 2.8 数据处理与分析 |
| 第三章 小流域水体与沉积物理化分析 |
| 3.1 3条子溪流水体理化指标特征 |
| 3.1.1 水体中各形态氮的变化特征 |
| 3.1.2 水质理化特征 |
| 3.2 3条子溪流沉积物理化性质 |
| 3.2.1 沉积物中各形态氮的变化特征 |
| 3.2.2 沉积物中SOM、DOC和pH的变化特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体理化指标变化 |
| 3.3.2 沉积物理化指标变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 小流域沉积物硝化和反硝化活性分析 |
| 4.1 3条子溪流沉积物的潜在硝化速率及其变化特征 |
| 4.2 3条子溪流沉积物的潜在反硝化速率及其变化特征 |
| 4.3 3条子溪流沉积物的PNR和PDNR与环境变量的相关性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 沉积物潜在硝化速率 |
| 4.4.2 沉积物潜在反硝化速率 |
| 4.4.3 沉积物PNR和 PDNR的主要影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 小流域沉积物硝化和反硝化功能基因丰度 |
| 5.1 3条子溪流沉积物总细菌丰度 |
| 5.2 3条子溪流沉积物硝化微生物功能基因丰度 |
| 5.3 3条子溪流沉积物反硝化微生物功能基因丰度 |
| 5.4 沉积物硝化和反硝化功能基因丰度与环境变量的相关性 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 沉积物细菌总数 |
| 5.5.2 沉积物硝化和反硝化功能基因丰度 |
| 5.5.3 功能基因丰度与硝化速率和反硝化速率的关系 |
| 5.5.4 沉积物硝化和反硝化功能微生物基因丰度的主要影响因素 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、测定地表水细菌总数存在的问题分析（论文参考文献）
- [1]典型农村地区饮用水水质现状分析研究[D]. 乔松慧. 北京交通大学, 2021(02)
- [2]水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究[D]. 黄鑫. 西安建筑科技大学, 2021
- [3]水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践[D]. 白雪原. 东北师范大学, 2020
- [4]咸阳市城区地下水资源量计算及超采治理方案研究[D]. 翟洁. 西安理工大学, 2020(10)
- [5]微涡流优化及与排泥水回流协同混凝研究[D]. 钟赐龙. 华东交通大学, 2020(01)
- [6]滞留诱导室内饮用水管道细菌增殖特征[D]. 徐磊. 西安建筑科技大学, 2020
- [7]净水厂排泥水处理技术及回用安全研究[D]. 姚夏. 长安大学, 2020(06)
- [8]自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究[D]. 李世琪. 东南大学, 2019(01)
- [9]镧基吸附剂高效除磷及对水质生物稳定性控制效能的研究[D]. 张欣桐. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [10]小流域沉积物硝化与反硝化特征[D]. 蒋倩文. 湖南农业大学, 2019(01)