一、人工湿地处理凡口铅锌矿金属废水的稳定性分析（论文文献综述）
刘威,王俊,段连鑫,蒋少军[1]（2021）在《臭氧氧化—生化法处理凡口铅锌矿废水及其循环利用》文中进行了进一步梳理基于凡口铅锌矿选矿废水特性的解析及技改需要,以"初期氧化+预处理+生化处理法"工艺处理选矿废水。通过研究不同O3浓度、催化氧化时间和不同水力停留时间（HRT）对废水处理效果的影响,考察处理后废水回用对选矿指标的影响,评估该工艺的可行性。结果表明,初期氧化阶段,利用O3直接或间接氧化废水中残留药剂;协同预处理去除废水中Ca2+和重金属;后续的生化处理进一步提升出水质量。在O3浓度为60 mg/L,催化氧化时间为20 min,水力停留时间为16.71 h,能够将废水COD浓度降至为34.32 mg/L,去除率为91.9%;HRT和O3浓度的增加对废水处理效果显着;将处理后废水回用于选矿工艺,与清水的选矿指标接近。该工艺在运行稳定下不仅能够实现选矿废水高效处理和回用,处理成本较低为2.65元/m3,该工艺可为国内类似铅锌选厂废水的处理及回用提供借鉴。
孙翔[2]（2020）在《六种水生植物对水体重金属的净化能力研究》文中研究表明随着经济和工业的不断发展,水体重金属污染问题愈演愈烈。水生植物修复重金属污染水体技术以其经济、高效、环保等优势而备受关注。本文为了探究常见水生植物对水体中重金属的净化效果。选择水芙蓉（Pistiastratiotes）、凤眼莲（Eichhornia crassipes）、美人蕉（Canna indica）、黄菖蒲（Irispseudacorus）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）和穗花狐尾藻（Mriophyllatum spicum）等6种水生植物,通过水培试验,测定6种水生植物及其组合对水体中的Hg、Co、Cu、Mn的去除率、转移富集系数及生理指标,挑选出最优水生植物及组合,并建立模拟单位量水生植物对重金属的吸收模型,主要研究成果如下:（1）经过70d的水生植物净化试验,不同的单一水生植物对4种重金属表现出不同的去除能力,随着时间的推移,去除率不断提高。穗花狐尾藻对Hg的去除效果最好,去除率达到94.77%;凤眼莲对于Co的去除效果最好,去除率达到94.86%;凤眼莲对于Cu的去除效果最好,不同浓度下去除率均能达到100%,穗花狐尾藻、水芙蓉、凤眼莲、黄菖蒲、美人蕉也具有良好的去除的效果;凤眼莲对于Mn的去除效果最好,去除率达到99.53%。（2）水生植物组合组中,B5对于Hg的去除效果最好,去除率达到93.56%;B4对于Co的去除效果最好,去除率达到94.59%,各种水生植物组合都具有良好的去除效果;B4对于Cu的去除效果最好,去除率达到100%,各种水生植物组合都具有极强的去除效果;B4对于Mn的去除效果最好,去除率达到99.47%,各种水生植物组合都具有良好的去除效果。（3）重金属水体浓度对水生植物的净化能力有一定的影响,在Co、Cu、Mn的低浓度下,组合水生植物净化能力最好,且显着差异于中、高浓度;在Co、Mn的低浓度下,单一水生植物净化能力最好,且显着差异于中、高浓度。（4）6种水生植物对不同重金属表现出不同的富集能力。沉水植物金鱼藻对这四种重金属的富集能力均最强,对Hg、Co、Cu、Mn的综合富集系数分别为 436.42,1178.05,1527.51,1814.65。（5）6种水生植物对不同重金属表现出不同的转移能力。4种挺水、浮水植物对Hg的转移能力都较弱,大部分都小于1;凤眼莲对Co转移能力最强,其次是水芙蓉,黄菖蒲的转移能力最差,不能将Co转移到地上;4种挺水、浮水植物对Cu的转移能力都较弱;水芙蓉对Mn转移能力最强,其次是美人蕉,凤眼莲的转移能力相比之下最差。（6）随着重金属浓度的升高,水生植物体内的K、P含量均呈现不断下降的趋势,同时水生植物体内重金属与体内营养元素K、P之间均呈现负相关;随着重金属浓度的升高,各组水生植物的生物量增长不断减小。重金属对水生植物的生长具有胁迫作用。
张筱[3]（2020）在《人工湿地植物协同岩棉基质对养殖水体中磷的去除效果研究》文中认为人工湿地处理系统,在对污染物的处理中,主要依靠物理、化学和生物三者的协同作用,其中氮的去除主要是硝化-反硝化作用,而除磷则依赖基质和植物的吸附以及生物方式。岩棉的添加对系统的物理、化学及生物机制存在影响,为了提高人工湿地处理近岸养殖水的能力,可以设置最优的组合来改善系统。本研究对添加岩棉后的人工湿地系统,进行了小试装置的构建,以确定岩棉-人工湿地的水质净化效果与运行机制。使用岩棉,是针对在不同盐度和总磷浓度以及不同环境条件下,研究岩棉-美人蕉人工湿地系统在盐胁迫和冬季低温下去除效果的改善情况,及装置内植物生长情况和微生物群落结构的变化。得到如下结果:（1）确定了人工湿地系统内最佳的进水条件和植物配置（进水盐度为1,C/N/P为25/5/2（COD为50 mg/L、总氮浓度为10 mg/L、总磷浓度为4 mg/L）,HRT=4 d）并通过微生物数量、种类及活性的分析对其进行验证。总氮、总磷的去除率分别达到90%、95%,COD的去除率为60%,其中美人蕉装置净化效果佳,对盐胁迫环境耐受性好,美人蕉体内叶绿素（SPAD值）、超氧化物歧化酶（SOD）和丙二醛（MDA）含量,分别为40.6、1212U/g和2.45 nmol/g,氨基酸含量为1.82%。人工湿地内微生物群落结构亦得到了优化,优势菌群为变形菌门（Proteobacteria）,是污水处理中常见的功能性菌群。（2）岩棉作为基质材料时对岩棉进行水处理效果研究,并采用电镜扫描来分析挂膜前后的岩棉内结构组成。岩棉由于自身保温隔热、疏水、具有纤维结构等,在装置运行过程中可以为微生物的附着提供更有利的条件。同时岩棉原材料不同,对水质处理效果存在影响,矿渣-岩棉对水质处理效果较好,其中A3装置（岩棉尺寸为7×6 cm）处理效果最优,选择合适尺寸能改善处理效果。（3）建立了新型基质材料-人工湿地水处理系统,即岩棉（矿渣）-美人蕉人工湿地系统,通过在不同季节和不同HRT条件下,以固定C/N比、不同盐度浓度和磷浓度模拟污水运行,验证其对水质的净化效果,并探讨该系统的除磷机理。研究表明:装置水质净化效果得到改善,可能是在装置运行过程中系统中岩棉发挥了作用,对磷的处理效果加强,主要是人工湿地基质（岩棉、石英砂）、植物的吸收作用,以及生物除磷作用。（4）通过实验分析了岩棉-美人蕉人工湿地生态水处理系统,对其中氮、磷等污染物的去除效果有明显影响的因素进行讨论,从而确定最佳运行条件、岩棉最佳位置,CW-A7人工湿地装置（岩棉放置在人工湿地装置距顶部25cm和底部5cm处）净化效果最佳,在盐度为1,C/N/P为25/5/2（COD为50 mg/L、总氮浓度为10 mg/L、总磷浓度为4 mg/L）,磷的去除率可达97.97%。本实验使用高通量测序对装置内微生物多样性进行测试,通过对植物根系、石英砂和岩棉微生物的分析,来验证实验结果。装置内微生物群落组成结构均匀,丰度大,其中优势菌群为变形菌门（Proteobacteria）、蓝藻门（Cyanobacteria）、厚壁菌类（Firmicutes）,水处理效果得到了改善。综上,本论文研究了人工湿地的运行机制,构建小试装置,揭示了系统中氮去除机制和磷迁移转化规律,并探讨在盐胁迫和冬季低温情况下岩棉-人工湿地的作用机理。
徐赫[4]（2020）在《微电解强化硫酸盐还原菌修复酸性矿山废水研究》文中提出针对生物法处理酸性矿山废水（Acid Mine Drainage,AMD）时硫酸盐还原菌（Sulfate Reducing Bacteria,SRB）硫酸盐还原速率低、受重金属离子和低p H抑制严重等问题,本文提出铁碳微电解强化SRB修复AMD的思路。通过向反应器内填充铁碳微电解填料并接种SRB的方法,分析铁碳微电解强化SRB异化还原硫酸盐的可行性和有效性,确定其强化SRB修复AMD的最优填料配比,结合反应器沿程离子浓度变化、填料表征检测等结果分析,揭示铁碳微电解强化SRB修复AMD协同机理。主要研究内容和结果如下:（1）采用升流柱式实验装置,分别构建铁碳混合微电解生物反应器、铁碳分层生物反应器、活性碳生物反应器和铁屑生物反应器。在低水力负荷、充足营养条件下逐步提升进水硫酸盐浓度,结合生物多样性分析探讨铁碳微电解强化SRB异化还原硫酸盐的可行性。结果表明:当水力停留时间为24h,COD/SO42-为2,进水SO42-浓度为2500mg/L时,出水中SO42-去除率可达98.5%,较对照组分别高3.6%、8.4%和14.9%,验证了铁碳产生的原电池反应具有提高SRB活性、提高硫酸盐异化还原能力。高通量测序结果显示微电解生物反应器内SRB非单一菌属,其相对丰度和多样性均优于对照组,具有更高的系统稳定性。（2）采用构建的反应系统进行在高水力负荷、低营养条件下修复含硫酸盐酸性废水的有效性实验,考察其硫酸盐异化还原速率和对底物利用能力。结果表明:微电解生物反应器在HRT缩短至12h,COD/SO42-降至1.4时,SO42-去除率为96.7%,分别较对照组高5.6%、15.7%和21.8%,微电解生物反应器具有更高的底物有效利用率和硫酸盐去除能力。（3）通过构建七组不同质量比的铁碳混合微电解生物反应器,进行修复AMD实验,探讨微电解强化SRB修复AMD效果并优化填料配比。结果表明:微电解生物反应器内SRB在修复AMD时保持良好生物活性,具有稳定去除硫酸盐能力。在铁碳质量比为3:1时,SO42-去除率为98.2%,Cu2+、Zn2+、Mn2+、TFe去除率均达到99%以上,出水澄清且底物利用量较少,优于其他铁碳配比的反应器。（4）对微电解生物反应器处理AMD前后填料进行表征分析,并进行填料再生实验。结合微电解生物反应器沿程离子浓度变化规律,探讨微电解生物反应器对废水中各离子去除形式:SO42-被SRB异化还原成S2-与金属离子形成沉淀去除;Cu2+主要以被置换成单质铜沉积在铁表面去除;Zn2+主要以硫化物和氢氧化物沉淀形式去除;Mn2+主要以氢氧化物沉淀和铁离子共沉的形式去除;TFe以硫化物、氧化物、氢氧化物以及絮凝沉淀形式去除。该论文有图46幅,表13个,参考文献106篇。
蒋序情[5]（2020）在《湖南地区石灰石对矿山酸性废水的处理效果及机制研究》文中认为矿山酸性废水（Acid mine drainage,AMD）具有水量大、pH低、含有毒金属离子的特点,对生态环境和人类健康造成严重的危害。采用天然材料石灰石构建沟（床）处理AMD,能有效克服石灰中和污泥量大、“碱+絮凝剂”运行费用高的不足,体现了矿山生态治理的理念。然而,影响石灰石沟（床）应用的主要难题是沟（床）堵塞和石灰石表面的包膜问题。湖南是矿业大省,且石灰石分布广泛,开展石灰石处理AMD的相关研究既有理论价值,也具实际意义。论文采用室内静态试验,研究石灰石粒径、金属离子初始浓度、初始pH和温度对于石灰石去除AMD中金属离子（Fe、Mn、Zn、Pb、Cd）以及酸度的影响,结果表明,石灰石粒径和初始pH对处理效果的影响最大,研究成果如下:（1）当石灰石粒径由0.5cm到5cm时,石灰石对AMD的处理效果明显减弱,且粒径为0.5cm和1cm的废水处理效果较为接近,明显优于3cm和5cm,说明当颗粒足够小时,改变粒径对处理效果影响不大。（2）当AMD金属离子初始浓度降低时,石灰石对AMD的处理效果增强。在试验前5min,高初始浓度和低初始浓度的各金属离子去除率相差一倍以上,表明金属离子浓度越高,AMD的处理难度越大。在高金属离子浓度尤其是高铁浓度的酸性环境下,石灰石表面容易形成包膜,阻碍石灰石溶解释碱。（3）当AMD初始pH由2到5时,石灰石对AMD的处理效果显着提升。初始pH越低,石灰石对重金属离子的吸附效果越差,且溶液pH越低,包膜越容易生成,对石灰石继续溶解造成阻碍。（4）当温度由5℃到30℃时,石灰石对AMD的处理效果略有提升。石灰石对金属离子的吸附过程是吸热过程,反应自发进行,高温促进石灰石的吸附行为,也表明石灰石沟夏季比冬季的处理能力要好。在静态试验成果的基础上,采用石灰石沟动态试验,研究水流速度对沉淀物沉降的影响,以尝试解决石灰石沟堵塞和石灰石表面包膜问题。研究成果如下:（1）当流速较小时,石灰石沟中堵塞问题较为严重,当流速达到0.0215m/s时,水流可顺利带走水中生成的沉淀物,有效的解决石灰石沟的堵塞问题。（2）当流速达到0.2785m/s时,石灰石沟中的沉淀物呈悬浮状态,同时大大促进了石灰石的表面冲刷,石灰石表面的包膜问题得到很大程度的改善,这是石灰石沟具备长期处理能力的关键。（3）当流速达到0.2785m/s时,石灰石沟对AMD中除Mn外的金属离子均有较好的去除效果,60min 后 Fe、Zn、Pb、Cd 的去除率分别为 70.54%、70.60%、96.50%、56.20%;120min后分别为99.25%、97.55%、96.50%、97.85%,均达到排放标准。但对Mn的去除效果不佳,60min时去除率仅为16.80%,120min时为43.50%,未达到排放标准,建议增加其他措施,如增大水力停留时间、升高系统pH。
徐秀月[6]（2019）在《AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究》文中提出我国矿山每年因采矿、选矿而排放的废水量达12～15亿t,矿山在开采过程中产生的大量酸性矿山废水（Acid mine drainage,AMD）已成为矿区主要的污染源。传统AMD处理技术采用人工化学物质（如添加石灰、石灰石、氢氧化钠或其他碱性物质）来处理,主要通过化学反应提高AMD的p H值进而降低重金属的浓度。而利用湿地系统进行AMD的处理技术是替代传统化学处理的一种重要技术,主要是通过湿地系统内的填料、植物、微生物体系耦合产生的物理化学反应及生物化学作用,通过将Fe、Mn及其它特征污染物形成沉淀进入沉积物中或被吸收转化成为生物体组成部分等途径来实现AMD的生态净化。但目前在该领域内,国内外的研究主要将关注点放在基质改良及“超富集”植物的筛选上,而忽略了湿地是一个综合处理系统。人工湿地处理重金属废水研究中,对湿地系统内基质改良以及植物筛选方面取了一定的成果,但在二者的耦合作用下对废水中特征重金属迁移转化及效应方面的研究较少,限制了湿地处理系统对含重金属废水特别是在AMD处理领域的应用。另外,在湿地植物衰亡过程中,湿地植物根、茎、叶等大量凋落物会为湿地系统中提供大量的活性有机质（微生物碳源及还原性物质）,凋落物的分解过程不仅对废水中重金属进入沉积物环境会产生重要影响,且对沉积物中重金属的活性（其稳定性导致的二次释放）也将产生重要影响,尤其是近年来水体沉积物中重金属的二次释放产生的污染的调控已经成为学术界和工程界普遍关注的环境问题。此外,工业或矿山废水中往往含有多种复合污染物,寻找同时能富集多种重金属的植物难度较大,特别是在处理酸度较大且含有高浓度Fe、Mn及其他多种重金属元素的AMD时面临的问题更为突出。因此在使用人工湿地处理AMD过程中,深入分析AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征,寻找耐酸、生物量大且抗逆性强的湿地植物及填料,并揭示AMD-湿地系统对AMD中Fe、Mn等特征污染物的净化机制,对富含多种重金属的AMD的生态净化尤为重要。本文以AMD-湿地处理系统为研究对象,对AMD-野外人工湿地和AMD-小型模拟人工湿地中不同取样点的水体、沉积物、孔隙水以及湿地植物（节节草）进行取样分析,综合揭示AMD-湿地系统中水体、沉积物、孔隙水以及节节草中Fe、Mn以及其它相关指标的时空变化规律;在此基础上,通过小型模拟人工湿地实验,研究了不同条件下(初始Fe2+浓度、p H、Mn)节节草对Fe的富集和转运特征;同时分析了湿地系统内沉积物中的铁氧化物、锰氧化物、有机质,以及湿地系统内不同类型有机质（难溶有机质、溶解性有机质及不含有机质）对沉积物吸附Fe、Mn的影响;在此基础上系统研究了湿地活体植物节节草的参与、节节草凋落物的腐解以及接种还原性微生物对Fe、Mn在“水体-沉积物-节节草”中的分布特征及湿地处理系统对AMD中重金属的综合净化机制,通过以上相关研究,得到以下认识:（1）AMD-湿地系统对Fe、Mn及其它重金属的净化作用受水文季节的影响较大。枯水期AMD-野外自然湿地在湿地出口处Fe、Cu、Zn、Al浓度分别是对照组的6.7、1.2、9.6和31倍,Fe、Mn、Pb、Cd、Cr和As最大含量分别是《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）（III）类的135、29.1、10.66、30.8、1.97和36.2倍;AMD-小型人工湿地中,在平水期AMD中Fe、Mn浓度高于枯水期和丰水期,枯水期Cu、Zn、Al、SO42-浓度分别是对照组的1.67～1.83、9.25～13.82、16.7～38.2和9.07～12.67倍。在丰水期湿地出口处Fe未超标,枯水期超标1.3倍,平水期超标达14.23倍,平水期Mn超标4倍,Pb、Cd、Cr和As超标严重,枯水期其出口处超标倍数分别为7.58、19.4、1.47和24.2,Cu、Zn在各点处均未超标。（2）AMD-人工湿地系统内沉积物及沉积物孔隙水中重金属含量差异较大。沉积物中各重金属元素含量为:Fe>Al>Mn>Zn>Cr>Pb>As>Cu>Cd>Ni,自然湿地系统中,各元素与《贵州表生沉积物地球化学背景值》相比较结果显示,除Ni外,其余元素的含量均超过相应标准值,其中元素Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、Al、As的最大超标倍数分别为9、13.9、2.6、3.9、3.4、11.6、1.5、4.8和5.6倍。相应小型人工湿地沉积物中各元素浓度最大值是其背景值的5.6、8.8、2.4、2.7、3、10.6、1.5、3.7、3.8倍;沉积物孔隙水中各元素的分布规律为Fe>Mn>Al>As>Pb>Zn>Cu>Cd>Ni>Cr,其中Fe、Mn在根际孔隙水中含量明显小于其在非根际沉积物中孔隙水的含量。（3）节节草对AMD中重金属表现出较强的富集能力,且受AMD特征污染物的显着影响。节节草对Fe、Mn、Cu、Cd等具有较强的富集能力,对Zn、Pb、Cr、Ni具有一定的富集作用,除Mn外,多种元素被富集在节节草根表部位,Mn则在节节草根表、根内以及地上部分均有较高的富集量。（4）不同初始Fe2+浓度、p H、Mn均会影响Fe在节节草体内的富集和转运特征。初始Fe2+浓度为0～150 mg/L时,节节草根表Fe的含量随着初始Fe浓度的增加而增加,初始Fe2+浓度为200 mg/L时,节节草根表富集Fe量明显降低;p H为6时,节节草根表、根内及地上Fe含量均达到最大值;当Mn浓度小于5 mg/L时,低浓度Mn促进了根表Fe含量的增加,且有利于根表Fe向根内及地上部分的转运;当Mn的浓度为20 mg/L时,高浓度Mn则抑制了节节草对Fe的富集。（5）沉积物中的各类矿物组分及湿地植物产生的有机质对Fe、Mn具有明显的吸附规律。Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述各类非残态矿物组分对Fe、Mn的等温吸附过程。一级动力学、Elovich以及双常数方程均能很好地表征非残渣态矿物组分对Fe的吸附动力学特征,对Mn的吸附使用一级动力学和Elovich方程拟合效果较好,在表层沉积物中,锰氧化物与有机质在沉积物吸附Fe的过程中起到了重要的作用,而铁氧化物在沉积物吸附Mn的过程中具有重要作用;Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述含不同类型有机质沉积物对Fe的等温吸附过程,Langmuir能较好地表征含不同类型沉积物对Mn的等温吸附特征。使用一级动力学和Elovich均能很好地表征Fe、Mn在各类沉积物中的吸附动力学特征,在表层沉积物中,难溶性有机质在沉积物吸附Fe、Mn的过程中起到重要的作用,溶解性有机质显着地降低了沉积物对Fe、Mn的吸附效果。（6）节节草对Fe、Mn在表层沉积物的分布具有显着影响。节节草对Fe在表层沉积物中有明显的根际累积效应,Mn在表层沉积物中含量增加,但无明显的根际效应;根际沉积物中铁锰氧化物结合态Fe含量升高是节节草根际Fe含量增加的主要原因,表层沉积物中弱酸提取态Mn含量升高是沉积物中Mn含量增加的主要原因;栽种节节草对总Fe在孔隙水中的分布有显着影响,对孔隙水中Mn浓度的变化无显着影响;实验过程中,节节草根表、根内以及地上部分Fe含量持续增加,Mn元素主要富集在节节草的根表和地上部分。（7）湿地植物节节草凋落物对AMD中Fe、Mn向沉积物的迁移转化产生明显影响。节节草凋落物腐解抑制了AMD中Fe、Mn向沉积物中迁移转化;凋落物腐解过程使沉积物中有机碳（OC）及溶解性有机碳（DOC）显着或极显着增加,并促进了沉积物Fe、Mn的溶解释放;凋落物腐解促进铁锰氧化物结合态Fe、Mn向弱酸提取态和有机质结合态之间的转化,腐解过程增加了孔隙水中Fe、Mn和总有机碳（TOC）的浓度,降低了Fe、Mn在节节草根表的富集。（8）沉积物中接种还原性微生物硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria,SRB）对沉积物中特征污染物赋存形态具有明显影响。接种SRB会降低上覆水体中Fe、Mn、Cu的浓度,对上覆水Zn的浓度影响较小。接种SRB会降低沉积物中铁锰氧化物结合态和弱酸提取态Fe、Mn、Cu的含量,使有机质结合态Fe、Mn、Cu的含量增加。接种SRB促进弱酸提取态Zn和铁锰氧化态Zn之间的转化。（9）湿地系统内沉积物中接种还原性微生物SRB可对AMD、沉积物及沉积物孔隙水中特征污染物的赋存形态具有显着或极显着影响,但对湿地植物吸收、富集和转运Fe、Mn无显着影响。湿地系统中,在沉积物中接种SRB会显着降低AMD中Fe2+和总Fe、Mn、SO42-和TOC,最终使得上覆AMD中污染物转移至沉积物中,同时显着或极显着地降低沉积物OC及DOC含量,使表层沉积物中Fe、Mn含量显着增加。接种SRB后沉积物弱酸提取态和铁锰氧化物结合态Fe、Mn含量降低,增加了有机质结合态Fe、Mn含量,实现了沉积物中Fe、Mn从不稳定态向稳定态转化;沉积物中接种SRB使孔隙水中Fe2+、总Fe以及Mn的含量显着降低。接种SRB后,节节草根表Fe、Mn含量先降低后逐渐升高,节节草根内和地上Fe、Mn含量也有一定的增加,但增加幅度小于“凋落物”组中各部分Fe、Mn的增加量,接种SRB对节节草富集和转运Fe、Mn无显着影响。
陈皓[7]（2018）在《竹炭混合基质人工湿地净化水中铁、锰污染的性能研究》文中研究表明地下水作为我国重要的使用水源,其铁、锰污染情况日趋严重。特别是用水条件受限的农村地区,居民健康受到高铁锰地下水的严重危害。而有着众多优点的人工湿地技术,在农村地有着较为广阔的前景,利用竹质生物炭对人工湿地基质进行改良,可以为地下水铁锰的去除提供崭新的思路,同时为竹材废弃物的资源化提供一条经济有效的途径。本文以竹质生物炭混合石英砂作为人工湿地的基质处理含铁锰的模拟地下水,调节浓度和水力停留时间,构建了相应的对照组（石英砂人工湿地CW-S,竹炭混合基质人工湿地CW-BS,石英砂基质菖蒲人工湿地CW-SP,竹炭混合基质菖蒲人工湿地CW-BPS）以评价竹炭混合基质人工湿地对水中铁、锰的净化效果。主要研究结论如下:（1）本研究中,竹炭具有发达的孔隙结构,微孔结构密集,微孔体积占总体积的51.16%,比表面积达到了141.3m2/g。同时其表面拥有丰富的官能团,有着较高的极性和还原性,pH值为7.21。这些特点给予了竹炭良好的吸附性能,提高了竹炭的微生物承载量,使其能够用作人工湿地基质改良,从而提高对含铁锰模拟地下水进行处理效果。（2）通过吸附等温线的拟合发现,竹炭的Fe2+、Mn2+吸附过程主要是物理吸附,且竹炭对Fe2+（平衡吸附量:0.1 meq/g）的吸附能力要好于Mn2+（平衡吸附量:0.07meq/g）;在Fe-Mn竞争吸附时,Fe2+、Mn2+之间存在着明显的离子替换,且Fe2+的竞争能力要强于Mn2+,在实验浓度范围内,竞争吸附初始浓度为Fe2+:1.2 meq/L,Mn2+:0.8 meq/L时,二者的总吸附量达到最大0.78 meq/g。（3）在人工湿地处理单一污染的实验中,对于含铁模拟地下水而言,各浓度下净化效果最好的为竹炭混合基质人湿地;运行低浓度Fe2+（15mg/L）的情况下,竹炭混合基质人工湿地CW-BS与CW-BSP在HRT为36h时,达到最高去除率,分别为99.35%与99.52%。对于含锰模拟地下水而言,各浓度下净化效果最好的为竹炭混合基质菖蒲人工湿地;运行低浓度Mn2+（10mg/L）的情况下,竹炭混合基质菖蒲人工湿地CW-BSP在HRT为36h时,达到最高去除率99.42%。通过对比各浓度下不同HRT时的去除率得知,HRT为12h时,人工湿地的净化效果大打折扣,而HRT为24h和36h时,竹炭混合基质人工湿地在各条件下的去除率比较相近,且皆达到90%以上,所以认为HRT为24h时,人工湿地有着最优的去除效率。在铁锰复合污染下,CW-SP中总去除率为89.51%;CW-BSP中总去除率为92.40%,说明竹炭能够有效提高人工湿地处理复合污染时的去除率。（4）通过对比不同条件下人工湿地的沿程铁锰含量可知,人工湿地有效净化含铁模拟地下水主要是依靠竹炭基质的作用,含锰模拟地下水的净化则主要依靠植物;竹炭混合基质的除铁能力大于其除锰能力。对比处理前后的竹炭表征,发现竹炭是通过表面沉淀和化学吸附实现对铁锰的去除。（5）利用高通量分析,对比石英砂基质人工湿地和竹炭混合基质人工湿地在运行污水前后的生物多样性和群落组成,证明了竹炭能够很好地保留微生物群落的多样性。并且相对于未添加竹炭的人工湿地,能够更好地保持优势菌群的稳定,进而对污水的处理和菌落种群的发展都起到了积极的促进作用。
何小平,阳雨平,杨楚思,王振宇[8]（2017）在《有色金属矿山工业废水处理及人工湿地设计》文中研究说明东江湖为郴州市和湖南省重要的生活饮用水基地,随着生态环境保护要求日趋严格,其水域范围内水质排放标准不断提高,需对传统污（废）水处理工艺和设备进行升级改造。以湖南某矿区工业废水为例,分析其对地表水环境的影响和废水处理现状,介绍了人工湿地处理方法及应用,在此基础上进行该矿区的人工湿地初步设计,将垅下河和水洞回水库作为人工湿地的选址,并通过一级动力学模型和经验公式预测出水水质达到GB 5084—2005蔬菜a类标准,满足外排水标准提高的要求,且运行成本较低,具有较大的推广应用价值。
操沛沛[9]（2017）在《Fenton氧化联合人工湿地处理城市污泥重金属》文中研究说明随着城市污水处理量的不断增加,城市污泥产量也随之大幅度增加。污水处理厂污泥的处理处置已成为当前急需解决的重要环境课题。污泥中重金属的存在是制约污泥资源化利用的主要障碍。目前Fenton氧化技术广泛应用于生活污水处理、特种废水处理和城市污泥处理,尤其Fenton氧化处理污泥具有破解EPS（胞外聚合物）,提高污泥絮凝性和改善污泥脱水性能的优势。不足之处在于,Fenton氧化污泥的pH值较低,污泥滤液中TN、TP和COD的浓度较高,同时污泥重金属仍存在于污泥固液相中。因此,Fenton氧化污泥需进一步脱水、提高pH和去除重金属,以利于其资源化。基于此,考虑到人工湿地处理污水和污泥的优势,本研究提出利用Fenton氧化联合人工湿地处理城市污泥重金属方法,以期实现污泥重金属的去除和污泥的无害化、资源化。现将主要研究内容和结果总结如下:1.Fenton氧化污泥条件优化及其重金属去除效果。Fenton氧化处理剩余污泥过程重金属各形态变化显着,且受到初始pH、H2O2投加量、H2O2/Fe2+比和温度的影响,但反应时间对重金属形态变化的影响较小。在初始pH为1、H2O2投加量为12 g·L-1、H2O2/Fe2+比为10和温度为50℃的条件下,污泥中Cu、Mn、Zn和Ni的弱酸溶解态分别达到72.7%、90.1%、87.5%和53.9%。Fenton氧化后污泥中Cu、Mn、Zn和Ni分别下降了 186.20、34.80、358.55 和 73.00 mg·kg-1,去除率分别达到 67.2%、17.0%、79.7%和37.0%。2.Fenton氧化联合人工湿地去除污泥重金属效能。Fenton氧化污泥联合人工湿地处理后Cu、Zn、Ni和Mn的去除率分别为67.2%、79.7%、37.0%和17.0%,与对照相比重金属的平均去除率提高了 27.5%。且经人工湿地处理后Fenton氧化污泥和原污泥重金属的生物有效性均明显降低。在不同的污泥负荷条件下Fenton氧化污泥重金属的去除效果存在明显的差异,除了重金属Mn外,在污泥负荷分别为1、2、3、4 L·d-1和对照系统中污泥重金属平均去除率分别为48.0%、34.5%、35.8%、43.1%和18.9%,且重金属含量随着污泥负荷的增加而呈先增加后减小的趋势。3.Fenton氧化污泥重金属在人工湿地系统中的迁移转化。人工湿地处理降低了 Fenton氧化污泥中Cu、Mn、Zn和Ni的生物有效态含量,分别为 23.16、130.04、97.44 和 14.40mg·kg-1。处理 Fenton氧化污泥人工湿地基质中各重金属的浓度随基质深度增加而增加,Cu、Mn、Zn和Ni在基质中的浓度分别为 18.00、382.75、127.25、121.75 mg·kg-1。Fenton 氧化系统中植物对重金属富集贡献率为0.23%-0.43%。值得注意的是,Fenton氧化污泥抑制植物生长,其植物根系和茎叶的干重较对照分别减少了77.8%和 83.2%,为 50.68 g 和 30.26 g。
游少鸿[10]（2017）在《蔗渣生物质炭混合基质李氏禾湿地净化水中Cr（Ⅵ）的性能和机制研究》文中进行了进一步梳理铬是一种危害性极大的环境污染物,水体铬污染不仅是亟待解决的环境问题,也是关系到公众健康的社会安全问题。李氏禾是在中国发现的首个湿生铬超富集植物,对Cr（Ⅵ）有很强的耐受和吸收能力,利用李氏禾人工湿地净化低浓度、大面积铬污染水体是一条极具发展前景和经济有效的途径。人工湿地的基质对湿地系统净化重金属起到重要作用,基质的改良对提高湿地系统的Cr（Ⅵ）净化能力具有重要的意义,本实验利用广西支柱产业—甘蔗制糖业产生的大量蔗渣废弃物作为原料制备生物质炭,并用于改良李氏禾人工湿地基质,明确了蔗渣炭改良剂对李氏禾湿地系统净化Cr（VⅥ）的强化作用,也拓宽了蔗渣资源化利用的有效途径。铬的毒性和危害性与其价态密切相关,Cr（Ⅵ）的毒性远远高于Cr（Ⅲ）,本实验运用电子顺磁共振（EPR）、X光电子能谱（XPS）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）等手段,阐明了铬在湿地系统中的分布和价态转化,探讨了 Cr（Ⅵ）进入湿地系统后的迁移转化机理。同时,也研究了李氏禾凋落物在人工湿地系统循环中的作用,揭示了凋落物对Cr（Ⅵ）的吸附和分解释放规律,为科学管理李氏禾人工湿地提供了依据。微生物是生态系统中的重要组成部分,本实验系统研究了人工湿地系统中微生物群落结构及演替特征,探讨了李氏禾湿地系统净化Cr（Ⅵ）的微生物生态机理。筛选分离了一株根际Cr（Ⅵ）还原菌,明确了其还原Cr（Ⅵ）的最佳环境条件。研究成果可为含铬废水处理和蔗渣资源化提供一条经济有效的途径,也为提高李氏禾湿地系统Cr（Ⅵ）的净化能力,优化人工湿地的设计、运行和管理提供科学依据。主要研究结论如下:（1）在温室条件下,基质中添加质量比5%蔗渣炭的李氏禾人工湿地,对含Cr（Ⅵ）浓度为5.00 mg/L、7.50 mg/L和10.0 mg/L的废水的去除率分别为99.52%、99.48%和98.43%;在冬季气候条件下,去除率分别为99.36%、98.96%和96.40%。表明蔗渣炭混合基质的李氏禾人工湿地能有效去除水中Cr（Ⅵ）,并具有较好的季节适应性,能在冬季保持良好的处理效率。（2）在温室条件下,对含Cr（Ⅵ）浓度为5.00 mg/L、7.50 mg/L和10.0 mg/L的废水,添加蔗渣炭改良剂的李氏禾人工湿地比单一沙壤土基质的李氏禾人工湿地的去除率分别高9.38%、11.51%和13.78%;在冬季气候条件下,去除率分别高8.88%、11.45%和15.39%。这表明蔗渣炭混合基质能够有效提升李氏禾人工湿地的Cr（Ⅵ）净化能力,主要原因是生物质炭对湿地基质具有明显的改良效果,显着地提高了基质中有机质含量和细菌、真菌和放线菌等微生物数量,从而增加基质对Cr（Ⅵ）吸附和还原性能。（3）进入蔗渣炭混合基质李氏禾湿地系统中的铬有92.18%被截留在基质中,基质中的Cr（Ⅲ）占到了 93.90%,而Cr（Ⅵ）仅占6.10%,表明基质在湿地系统去除Cr（Ⅵ）过程中能有效地将Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ）。FTIR分析结果显示,基质表面的羧基与Cr（Ⅲ）发生了配位作用,羟基、氨基、C=O、C-O、C-H等基团参与了铬的吸附,表明有机质作为电子供体参与了基质对Cr（Ⅵ）的还原。进入湿地系统中的铬仅有6.67%被李氏禾吸收,李氏禾植株中Cr（Ⅵ）占15.00%,Cr（Ⅲ）占85.00%,表明李氏禾在湿地系统去除Cr（Ⅵ）过程中能有效地将Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ）。（4）凋落物对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合准一级动力学方程,等温吸附过程符合Freundlich吸附模型,吸附Cr（Ⅵ）的过程中伴随着氧化还原反应的发生,有Cr（Ⅲ）生成。凋落物在初始阶段快速分解,随后分解速率有所下降,分解70 d,失重率达到63.68%,之后分解速率缓慢。对凋落物的分解会造成铬的重新释放,分解70 d后,仅有11.95%的铬被释放到溶液中,大部分的铬被残余凋落物或微生物所吸附。因此,凋落物的分解对出水水质的影响有限。（5）含湿地基质活菌的土样在12h内对Cr（Ⅵ）的还原率为76.52±2.34%,分别比高温灭菌土样和氯仿灭菌土样高2.36倍和3.18倍,活菌基质的土样对水中Cr（Ⅵ）的去除能力显着高于灭菌的对照组,表明基质微生物在去除Cr（Ⅵ）过程中发挥了重要作用。对蔗渣炭混合基质湿地,有李氏禾铬污染湿地、无李氏禾铬污染湿地中微生物的群落结构与有李氏禾清洁湿地的基质相比,微生物多样性减少,优势群落发生了明显的变化。Cr（Ⅵ）污染基质中的优势群落种类,部分为新物种群落,部分为对照土壤中的非优势菌群。（6）从李氏禾根际附近基质中筛选分离得到一株对Cr（Ⅵ）具有还原特性的菌株,经生理和分子生物学鉴定为:蜡状芽孢杆菌（Bacilluscereus）。培养温度为35℃时,Bacillus cereus在Cr（Ⅵ）初始浓度为60mg/L、pH=7、接种量为10%的条件下,对铬的还原率最高。在此条件下,该菌能在48 h内,对初始浓度为60 mg/L的含Cr（Ⅵ）溶液,Cr（Ⅵ）还原率达到100%。
二、人工湿地处理凡口铅锌矿金属废水的稳定性分析（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、人工湿地处理凡口铅锌矿金属废水的稳定性分析（论文提纲范文）
（1）臭氧氧化—生化法处理凡口铅锌矿废水及其循环利用（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 试验部分 |
| 2.1 工艺设计 |
| 2.2 试验方法 |
| (1)试验装置 |
| (2)生物滤池挂膜及驯化 |
| (3)探究不同因素对废水处理的影响 |
| 2.3 出水回用试验 |
| 2.4 分析方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 废水性质 |
| 3.2 小试试验 |
| 3.2.1 生物滤池挂膜及驯化 |
| 3.2.2 臭氧氧化对COD去除的影响 |
| 3.2.3 不同水力停留时间对COD去除的影响 |
| 3.3 废水回用试验 |
| 3.4 经济成本核算 |
| 4 总结 |
（2）六种水生植物对水体重金属的净化能力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体重金属污染来源 |
| 1.1.2 水体重金属污染现状 |
| 1.1.3 水体重金属污染危害 |
| 1.1.4 水体重金属污染处理技术 |
| 1.1.5 课题来源 |
| 1.2 水生植物概况 |
| 1.2.1 水生植物的定义 |
| 1.2.2 水生植物分类 |
| 1.2.3 水生植物的生态功能 |
| 1.2.4 水生植物净化水体重金属机理 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 水生植物修复水体重金属污染研究进展 |
| 1.3.2 水生植物修复水体重金属污染应用进展 |
| 1.4 研究目的、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 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 水生植物的选择 |
| 2.1.2 试验水体 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 样品的预处理与测定 |
| 2.3.1 样品的预处理 |
| 2.3.2 样品的测定 |
| 2.3.3 质量控制 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.1 6种单一水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.1.1 单一水生植物对Hg去除效果分析 |
| 3.1.2 单一水生植物对Co去除效果分析 |
| 3.1.3 单一水生植物对Cu去除效果分析 |
| 3.1.4 单一水生植物对Mn去除效果分析 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 8种组合水生植物对不同浓度水体重金属去除效果 |
| 3.2.1 组合水生植物对Hg去除效果分析 |
| 3.2.2 组合水生植物对Co去除效果分析 |
| 3.2.3 组合水生植物对Cu去除效果分析 |
| 3.2.4 组合水生植物对Mn去除效果分析 |
| 3.2.5 小结 |
| 第四章 水生植物对重金属的富集特征 |
| 4.1 对Hg的富集特征 |
| 4.1.1 对Hg的综合富集系数 |
| 4.1.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.2 对Co的富集特征 |
| 4.2.1 对Co的综合富集系数 |
| 4.2.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.3 对Cu的富集特征 |
| 4.3.1 对Cu的综合富集系数 |
| 4.3.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.4 对Mn的富集特征 |
| 4.4.1 对Mn的综合富集系数 |
| 4.4.2 不同水生植物的综合富集系数影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水生植物对重金属的转移特征 |
| 5.1 对Hg的转移特征 |
| 5.2 对Co的转移特征 |
| 5.3 对Cu的转移特征 |
| 5.4 对Mn的转移特征 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 重金属对水生植物生长状况的影响 |
| 6.1 对水生植物体内营养元素含量的影响 |
| 6.1.1 对P元素含量的影响 |
| 6.1.2 对K元素含量的影响 |
| 6.1.3 植物体内重金属与营养元素相关性分析 |
| 6.2 重金属对水生植物生物量的影响 |
| 6.2.1 水生植物生物量变化量 |
| 6.2.2 水生植物生物量变化量影响因素 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 水生植物对重金属的去除能力 |
| 7.1.2 水生植物对重金属的富集能力 |
| 7.1.3 水生植物对重金属的转移能力 |
| 7.1.4 重金属对水生植物的生长的影响 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（3）人工湿地植物协同岩棉基质对养殖水体中磷的去除效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 人工湿地概述 |
| 1.1.2 人工湿地的类型 |
| 1.1.3 作用与功能 |
| 1.1.4 人工湿地的优缺点 |
| 1.1.5 人工湿地污染物去除效果 |
| 1.1.6 人工湿地研究现状 |
| 1.1.7 人工湿地研究趋势 |
| 1.2 研究目的、内容和意义 |
| 1.2.1 研究目的和意义 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 技术路线 |
| 第二章 人工湿地植物对近岸养殖水中磷的处理效果及机理研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验项目 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 人工湿地中氮的去除效果 |
| 2.2.2 人工湿地中COD的去除效果 |
| 2.2.3 人工湿地中磷的去除效果 |
| 2.2.4 不同植物体内的理化指标 |
| 2.2.5 微生物群落 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 人工湿地植物协同岩棉基质对磷的处理效果及机理研究 |
| 3.1 岩棉对磷的去除效果及机理研究 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 结果与分析 |
| 3.2 岩棉-人工湿地系统除磷效果研究 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 结果与分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（4）微电解强化硫酸盐还原菌修复酸性矿山废水研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 酸性矿山废水处理方法的研究现状 |
| 1.3 硫酸盐还原菌及其处理废水研究 |
| 1.4 铁碳微电解技术 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 2 实验材料及分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 实验主要仪器及药剂 |
| 2.3 检测项目及分析方法 |
| 3 铁碳微电解强化SRB异化还原硫酸盐可行性实验 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.2 可行性探究试验结果分析 |
| 3.3 微生物群落结构分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高水力负荷和低营养条件下铁碳微电解强化SRB异化还原硫酸盐实验 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.2 水力负荷提升对各反应器内SRB活性影响 |
| 4.3 COD/SO_4~(2-)降低对各反应器内SRB活性影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 微电解铁碳比优化及其强化SRB修复酸性矿山废水实验 |
| 5.1 微电解生物反应系统处理AMD试验研究 |
| 5.2 反应前后填料表征分析及填料再生实验 |
| 5.3 微电解生物系统修复AMD机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新性 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（5）湖南地区石灰石对矿山酸性废水的处理效果及机制研究（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 国内外研究现状 |
| 1.2.1 AMD的形成机理 |
| 1.2.2 AMD的危害 |
| 1.2.3 AMD的处理现状 |
| 1.2.4 采用石灰石的AMD处理现状 |
| 1.2.5 研究成果的比较 |
| 1.3 主要研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 1.4 创新之处 |
| 第二章 试验设计与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验仪器与材料 |
| 2.2.1 试验仪器与药剂 |
| 2.2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设计与方法 |
| 2.3.1 静态试验设计 |
| 2.3.2 动态试验设计 |
| 2.3.3 测试和分析方法 |
| 第三章 石灰石处理AMD静态试验研究 |
| 3.1 粒径对石灰石处理AMD效果的影响 |
| 3.1.1 对废水pH的影响 |
| 3.1.2 对金属离子去除的影响 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.2 金属离子初始浓度对石灰石处理AMD效果的影响 |
| 3.2.1 对废水pH的影响 |
| 3.2.2 对金属离子去除的影响 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.3 初始pH对石灰石处理AMD效果的影响 |
| 3.3.1 对废水pH的影响 |
| 3.3.2 对金属离子去除的影响 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.4 温度对石灰石处理AMD效果的影响 |
| 3.4.1 对废水pH的影响 |
| 3.4.2 对金属离子去除的影响 |
| 3.4.3 结果与讨论 |
| 3.5 四个因素对废水pH提升效果的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 石灰石处理AMD动态试验研究 |
| 4.1 水流速度对石灰石沟堵塞问题的影响 |
| 4.1.1 不同流速下的堵塞情况 |
| 4.1.2 不同流速下堵塞情况的比较 |
| 4.2 水流速度对石灰石包膜问题的影响 |
| 4.2.1 不同流速下的石灰石包膜情况 |
| 4.2.2 不同流速下石灰石包膜情况的比较 |
| 4.2.3 最佳流速的确定 |
| 4.3 石灰石沟对模拟AMD的处理效果 |
| 4.3.1 石灰石沟对废水pH的处理效果 |
| 4.3.2 石灰石沟对废水金属离子的处理效果 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A (攻读学位期间发表论文目录） |
| 附录B (攻读学位期间从事科研项目及科技活动） |
（6）AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 酸性矿山废水 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的来源及类型 |
| 1.2.2 AMD的形成机理 |
| 1.2.3 AMD引起的环境污染效应 |
| 1.3 人工湿地对Fe、Mn生物地球化学过程的影响 |
| 1.3.1 人工湿地基质对重金属的影响 |
| 1.3.2 植物对重金属生物地球化学过程的影响 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 创新点及技术路线图 |
| 1.5.1 本论文创新点 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 第二章 Fe、Mn在湿地系统中的分布特征 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 水样采集与处理 |
| 2.2.2 沉积物与孔隙水的采集与处理 |
| 2.2.3 植物采集与处理 |
| 2.3 样品测定方法 |
| 2.3.1 水样测定方法 |
| 2.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 2.3.3 节节草体内重金属测定方法 |
| 2.4 数据分析及评价方法 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 不同湿地系统中AMD各指标变化特征 |
| 2.5.2 不同湿地系统中沉积物理化特征 |
| 2.5.3 不同湿地系统中孔隙水的理化特征 |
| 2.5.4 湿地植物节节草对各元素的富集作用 |
| 2.5.5 湿地系统中各指标水平空间变化 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 节节草对AMD中Fe的富集作用研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.2 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.3 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.3 测定方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草生物量的影响 |
| 3.4.2 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.3 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.4 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 湿地表层沉积物对AMD中 Fe、Mn的吸附作用研究 |
| 4.1 供试材料 |
| 4.1.1 非残渣态矿物组分沉积物的制备方法 |
| 4.1.2 含不同类型有机质沉积物的制备方法 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 等温吸附实验 |
| 4.2.2 动力学吸附实验 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 沉积物中不同矿物组分对Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.2 不同矿物组分沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.3.3 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.4 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 节节草对AMD中 Fe、Mn在湿地系统中分布特征影响 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.2 样品的采集与处理 |
| 5.2.1 水样的采集与处理 |
| 5.2.2 沉积物与孔隙水的取样与处理 |
| 5.2.3 节节草取样与处理 |
| 5.3 样品测定方法 |
| 5.3.1 水样测定方法 |
| 5.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 5.3.3 节节草体内Fe、Mn测定方法 |
| 5.4 数据分析 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 植物对AMD中理化特征的影响 |
| 5.5.2 节节草对沉积物理化特征的影响 |
| 5.5.3 植物对孔隙水理化特征的影响 |
| 5.5.4 节节草对Fe、Mn富集及转运特征 |
| 5.5.5 相关性分析 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 节节草凋落物对AMD在湿地系统中分布特征影响 |
| 6.1 实验设计 |
| 6.2 样品的采集与处理 |
| 6.3 样品的测定方法 |
| 6.4 数据分析 |
| 6.5 结果与分析 |
| 6.5.1 凋落物腐解对AMD理化特征的影响 |
| 6.5.2 凋落物腐解对沉积物理化特征的影响 |
| 6.5.3 凋落物腐解对孔隙水理化特征的影响 |
| 6.5.4 凋落物腐解对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 6.5.5 相关性分析 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 凋落物与SRB耦合对“水体-沉积物”体系中重金属的影响 |
| 7.1 试验材料 |
| 7.2 试验设计 |
| 7.3 分析方法 |
| 7.3.1 水样的测定 |
| 7.3.2 沉积物及孔隙水各指标的测定 |
| 7.3.3 SRB活性的测定 |
| 7.4 结果与分析 |
| 7.4.1 “凋落物-SRB”耦合对上覆水体的影响 |
| 7.4.2 “凋落物-SRB”耦合对沉积物特性影响 |
| 7.4.3 “凋落物-SRB”耦合对孔隙水理化特征的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 湿地接种SRB对湿地特征污染物的净化作用 |
| 8.1 试验设计 |
| 8.2 样品的采集与处理 |
| 8.3 样品的测定方法 |
| 8.4 数据分析 |
| 8.5 结果与分析 |
| 8.5.1 湿地接种SRB对 AMD理化特征的影响 |
| 8.5.2 湿地接种SRB对沉积物理化特征的影响 |
| 8.5.3 湿地接种SRB对孔隙水理化特征的影响 |
| 8.5.4 沉积物中微生物活性的影响 |
| 8.5.5 湿地接种SRB对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 8.6 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附 录 |
| 附录一 :主要的学术成果 |
| 附录二 :参与学术会议 |
| 附录三 :参与科研项目 |
（7）竹炭混合基质人工湿地净化水中铁、锰污染的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 地下水中铁、锰的污染现状 |
| 1.2.1 地下水中铁、锰污染的来源及现状 |
| 1.2.2 铁、锰污染的危害 |
| 1.2.3 国内外除铁、锰技术的研究现状 |
| 1.3 人工湿地技术概况和应用 |
| 1.3.1 人工湿地的定义及发展 |
| 1.3.2 人工湿地处理水中金属离子污染的研究现状 |
| 1.3.3 人工湿地植物去除金属离子污染的研究 |
| 1.3.4 人工湿地基质的研究进展 |
| 1.3.5 人工湿地微生物的研究 |
| 1.4 生物质炭在环境修复方面的应用 |
| 1.4.1 生物质炭的来源、组分与特点 |
| 1.4.2 生物质炭吸附水中金属离子的研究 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 研究创新点 |
| 第二章 竹炭的基本特性及吸附机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 竹炭结构表征 |
| 2.2.1 实验方法和仪器 |
| 2.2.2 结果与讨论 |
| 2.3 竹炭对铁、锰的吸附机理 |
| 2.3.1单一金属等温吸附实验 |
| 2.3.2 Fe-Mn竞争吸附试验结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 竹炭混合基质菖蒲人工湿地对模拟地下水中铁、锰污染的净化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 人工湿地的构建 |
| 3.2.2 供试基质 |
| 3.2.3 供试污水 |
| 3.2.4 湿地植物 |
| 3.2.5 人工湿地的运行 |
| 3.2.6 实验方法与仪器 |
| 3.2.7 数据处理 |
| 3.3 人工湿地对铁、锰的去除机理 |
| 3.3.1 单一污染在人工湿地中的去除规律 |
| 3.3.2 水力停留时间对净污效果的影响 |
| 3.3.3 人工湿地对复合铁锰污水的净化效果 |
| 3.4 竹炭在人工湿地基质中的作用 |
| 3.5 菖蒲体内铁、锰富集量及生理指标 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 竹炭混合基质人工湿地的高通量分析 |
| 4.1 宏基因组分类测序项目命名 |
| 4.2 高通量分析 |
| 4.2.1 测序的初步结果 |
| 4.2.2 生物多样性指数 |
| 4.2.3 群落结构组成 |
| 4.2.4 基于OTU的物种丰度聚类分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）有色金属矿山工业废水处理及人工湿地设计（论文提纲范文）
| 1 工业废水对地表水环境的影响 |
| 2 废水处理现状分析 |
| 3 人工湿地处理方法及初步设计 |
| 3.1 人工湿地处理方法 |
| 3.2 人工湿地构想 |
| 3.2.1 选址 |
| 3.2.2 人工湿地初步设计 |
| 3.2.3 预期技术经济指标 |
| 4 结论 |
（9）Fenton氧化联合人工湿地处理城市污泥重金属（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市污泥的现状 |
| 1.1.1 污泥的来源 |
| 1.1.2 污泥的成分与特点 |
| 1.2 重金属污染现状 |
| 1.2.1 重金属的危害 |
| 1.2.2 污泥重金属污染现状 |
| 1.2.3 污泥重金属污染的特点 |
| 1.3 污泥重金属的去除方法 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 化学淋溶法 |
| 1.3.3 生物淋溶法 |
| 1.3.4 电动修复法 |
| 1.3.5 芬顿氧化技术 |
| 1.3.6 人工湿地技术 |
| 1.3.7 存在的问题及发展方向 |
| 1.4 研究目的意义及研究内容 |
| 1.4.1 研究目的意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料和测定方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器与药品 |
| 2.1.2 实验污泥及植物来源 |
| 2.2 人工湿地的搭建 |
| 2.3 分析指标与方法 |
| 2.3.1 水质的测定方法 |
| 2.3.2 污泥指标检测方法 |
| 2.3.3 植物指标测定方法 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 Fenton氧化污泥条件优化及重金属的迁移转化研究 |
| 3.1 实验设计 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 H_2O_2投加量对污泥重金属迁移及形态转化的影响 |
| 3.2.2 H_2O_2/Fe~(2+)投加比对污泥重金属迁移及形态转化的影响 |
| 3.2.3 pH对污泥重金属迁移及形态转化的影响 |
| 3.2.4 温度对污泥重金属形态转化的影响 |
| 3.2.5 反应时间对污泥重金属迁移及形态转化的影响 |
| 3.2.6 Fenton氧化剩余污泥条件优化研究 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 人工湿地处理Fenton氧化污泥重金属 |
| 4.1 人工湿地处理Fenton氧化污泥重金属的研究 |
| 4.1.1 实验方法 |
| 4.1.2 Fenton氧化过程污泥特性分析 |
| 4.1.3 人工湿地过程对Fenton氧化污泥重金属的去除效果分析 |
| 4.2 污泥负荷对人工湿地处理Fenton氧化污泥重金属效能的影响 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 植物生长状况的影响 |
| 4.2.3 污泥负荷对污泥pH的影响 |
| 4.2.4 污泥负荷对污泥重金属总量的去除的影响 |
| 4.2.5 污泥负荷对污泥重金属形态分布变化的影响 |
| 4.2.6 污泥负荷对人工湿地出水重金属浓度的影响 |
| 4.2.7 污泥负荷对人工湿地出水pH、TN和TP的影响 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 污泥重金属在人工湿地系统中的迁移转化研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 实验结果与分析 |
| 5.2.1 人工湿地对污泥重金属的去除效果 |
| 5.2.2 人工湿地对污泥重金属形态变化影响 |
| 5.2.3 人工湿地各基质中重金属含量变化分析 |
| 5.2.4 人工湿地植物对重金属的富集效果分析 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 研究生期间发表的论文和专利 |
| 致谢 |
（10）蔗渣生物质炭混合基质李氏禾湿地净化水中Cr（Ⅵ）的性能和机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体Cr(Ⅵ)污染的现状及危害 |
| 1.2.1 铬的性质 |
| 1.2.2 水体Cr(Ⅵ)污染的来源和现状 |
| 1.2.3 Cr(Ⅵ)的危害 |
| 1.3 水体Cr(Ⅵ)污染的处理方法 |
| 1.3.1 吸附法 |
| 1.3.2 膜分离法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.3.4 还原沉淀法 |
| 1.3.5 电化学法 |
| 1.3.6 生物法 |
| 1.4 人工湿地处理水体重金属污染的技术研究 |
| 1.4.1 人工湿地的定义、特点及发展 |
| 1.4.2 人工湿地的类型 |
| 1.4.3 人工湿地去除重金属的国内外研究现状 |
| 1.4.4 人工湿地各要素去除重金属的机理 |
| 1.5 李氏禾处理水体中铬污染研究现状 |
| 1.6 生物质炭在环境修复方面的应用 |
| 1.6.1 生物质炭的来源、组分与特点 |
| 1.6.2 生物质炭在环境污染修复方面的研究现状 |
| 1.7 立题依据 |
| 1.8 研究内容与技术路线 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第2章 蔗渣炭的制备及其对人工湿地基质的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 蔗渣炭的制备及性质测定 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 蔗渣炭的制备 |
| 2.2.3 碳化产品性质测定 |
| 2.2.4 实验结果 |
| 2.3 蔗渣炭对湿地基质性质的影响 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 两种不同基质李氏禾人工湿地对水中Cr(Ⅵ)的净化性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 湿地装置 |
| 3.2.2 供试基质 |
| 3.2.3 湿地植物 |
| 3.2.4 供试废水 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 温室条件下处理实验 |
| 3.3.2 冬季气候条件下处理实验 |
| 3.3.3 测试方法 |
| 3.3.4 实验仪器 |
| 3.3.5 数据处理 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 温室条件下的去除效果 |
| 3.4.2 温室条件下的净化潜能 |
| 3.4.3 温度变化对去除效果的影响 |
| 3.4.4 冬季气候条件下的净化潜能 |
| 3.4.5 湿地系统的净化能力分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 李氏禾和蔗渣炭在人工湿地系统中的作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 测试方法 |
| 4.3.3 实验仪器 |
| 4.3.4 数据处理 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 李氏禾对湿地系统去除Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 4.4.2 蔗渣炭对湿地系统去除Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 4.4.3 李氏禾和蔗渣炭对基质中有机质含量的影响 |
| 4.4.4 李氏禾和蔗渣炭对基质中微生物的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 铬在蔗渣炭混合基质李氏禾人工湿地中的迁移转化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 李氏禾植株 |
| 5.2.2 基质 |
| 5.2.3 标准物质草酸铬 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验设计 |
| 5.3.2 测试方法 |
| 5.3.3 仪器设备 |
| 5.3.4 数据处理 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 李氏禾人工湿地基质pH和Eh |
| 5.4.2 李氏禾湿地系统铬质量平衡 |
| 5.4.3 李氏禾吸收Cr(Ⅵ)后EPR谱图分析 |
| 5.4.4 李氏禾湿地基质吸附Cr(Ⅵ)前后表面分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 李氏禾凋落物对湿地系统中的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验设计 |
| 6.3.2 测试方法 |
| 6.3.3 仪器设备 |
| 6.3.4 数据处理 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 李氏禾凋落物对铬的吸附 |
| 6.4.2 李氏禾凋落物的分解及铬释放 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 李氏禾湿地系统中的微生物群落结构及其作用 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与仪器 |
| 7.2.1 供试基质 |
| 7.2.2 主要仪器 |
| 7.3 实验方法 |
| 7.3.1 基质微生物对Cr(Ⅵ)的净化能力 |
| 7.3.2 净化后不同价态铬的质量平衡 |
| 7.3.3 基质微生物群落分析 |
| 7.3.4 根际Cr(Ⅵ)还原菌的分离、鉴定 |
| 7.3.5 根际Cr(Ⅵ)还原菌的还原能力试验 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 基质微生物对Cr(Ⅵ)的净化能力 |
| 7.4.2 净化后不同价态铬的质量平衡 |
| 7.4.3 基质微生物多样性对比 |
| 7.4.4 根际Cr(Ⅵ)还原菌的鉴定 |
| 7.4.5 根际Cr(Ⅵ)还原菌的还原能力 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 主要结论、创新点与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
四、人工湿地处理凡口铅锌矿金属废水的稳定性分析（论文参考文献）
- [1]臭氧氧化—生化法处理凡口铅锌矿废水及其循环利用[J]. 刘威,王俊,段连鑫,蒋少军. 矿产保护与利用, 2021(04)
- [2]六种水生植物对水体重金属的净化能力研究[D]. 孙翔. 安徽理工大学, 2020(07)
- [3]人工湿地植物协同岩棉基质对养殖水体中磷的去除效果研究[D]. 张筱. 上海海洋大学, 2020(03)
- [4]微电解强化硫酸盐还原菌修复酸性矿山废水研究[D]. 徐赫. 辽宁工程技术大学, 2020
- [5]湖南地区石灰石对矿山酸性废水的处理效果及机制研究[D]. 蒋序情. 长沙理工大学, 2020(07)
- [6]AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究[D]. 徐秀月. 贵州大学, 2019(05)
- [7]竹炭混合基质人工湿地净化水中铁、锰污染的性能研究[D]. 陈皓. 桂林理工大学, 2018(05)
- [8]有色金属矿山工业废水处理及人工湿地设计[J]. 何小平,阳雨平,杨楚思,王振宇. 现代矿业, 2017(06)
- [9]Fenton氧化联合人工湿地处理城市污泥重金属[D]. 操沛沛. 安徽工程大学, 2017(01)
- [10]蔗渣生物质炭混合基质李氏禾湿地净化水中Cr（Ⅵ）的性能和机制研究[D]. 游少鸿. 广西大学, 2017(12)