一、水处理技术更上一层楼（论文文献综述）
孙泉[1]（2021）在《水处理技术在污水处理中的意义及应用微探》文中研究指明经过这些年来不断的努力,我国的经济发展也是相当迅速的,但是在发展的过程当中我们的环境受到了很大的影响,特别是在水资源这方面受到了严重的污染。加强对这一问题的重视刻不容缓,还要加强技术手段对这些污水的处理,这样就可以进行循环使用,还能够减少很多水资源的消耗,同时也能够很好的保证节能工作。所以说水处理技术要利用相关的技术手段对污水进行净化,这样水处理技术在我国才有一个更好的发展趋势。
胡文奇[2]（2021）在《石墨烯复合气凝胶三维电极的构建及其应用》文中研究表明传统的有机废水处理技术存在效率低、污染物降解不彻底和易于造成二次环境污染等缺点,开发新型高效的水处理技术是解决水资源污染的关键。三维电极由于粒子电极的引入而具有更大的比表面积、超高的空间利用率、更强的传质效应,且不需添加任何辅助试剂以及对污染物降解彻底等优点。近年来,制备具有良好的吸附性、优异的电催化性、高稳定性和可回收的粒子电极材料成为三维电极研究的热点。石墨烯作为纳米碳材料的基本组成单元,具有比表面积大、导电性高和力学性能强等优异特性,由其组装形成的石墨烯复合气凝胶在环境、储能、电催化等诸多领域具有广阔的应用前景。本论文工作通过水热合成和冷冻干燥策略制备石墨烯复合气凝胶,并将其作为粒子电极构筑三维电极反应体系氧化降解废水有机物。主要研究内容如下:（1）以氧化石墨烯为前驱体,表面活性剂十二烷基硫酸钠（SDS）为模板剂,Fe2+为还原剂和交联剂,采用水热合成和冷冻干燥相结合的方法,通过表面活性剂气泡和冰晶的双模板效应制备羟基氧化铁/石墨烯复合气凝胶（Fe OOH/GA）。获得的复合气凝胶机械性能稳定,具有丰富且均匀的微米孔隙结构,为有机废水提供了良好的传质通道;均匀分布在石墨烯片层上的纳米Fe OOH颗粒可有效促进电芬顿反应的发生。将Fe OOH/GA作粒子电极构筑三维电极-电芬顿反应体系进行模拟有机废水降解,当亚甲基蓝（MB）浓度为40 mg·L-1,电流密度为3.0 m A·cm-2,p H为4.0时,在75 min内MB降解率高达99.9%。（2）以氧化石墨烯为前驱体,硝酸镍为镍源,硝酸铁为铁源,硫化钠为硫源,SDS为气泡模板剂,采用水热合成和冷冻干燥技术制备了含二元活性组分的石墨烯复合气凝胶（Fe-Ni-S/GA）。将Fe-Ni-S/GA复合气凝胶作粒子电极降解有机废水,反应18 min即可完全降解MB,性能优于氧化铁/石墨烯气凝胶（Fe2O3/GA）、四硫化三镍/石墨烯气凝胶（Ni3S4/GA）粒子电极。Fe-Ni-S/GA复合气凝胶中丰富规整的孔道结构和铁镍双金属活性组分强化了三维电极-电芬顿反应体系对有机废水的氧化降解。
梁子翰[3]（2021）在《氧化石墨烯（GO）与Zr基MOF材料（UiO-66）对PVDF超滤膜改性及复合膜性能研究》文中研究指明聚偏氟乙烯（PVDF）是一种常用的高分子膜材料,但是由于PVDF膜具有强疏水性,这就容易造成运行过程中的膜污染,因而成为其在水处理等领域扩展规模的桎梏。因此,有必要改善PVDF膜的亲水性以提高PVDF膜的抗污染性。本文采用不同的亲水材料（GO,UiO-66,GO@UiO-66复合材料）制备了PVDF复合超滤膜,并探究所选的材料对PVDF复合膜结构和性能的影响,具体如下:（1）采用溶剂热法制备八面体结构的UiO-66和“三明治状”结构的GO@UiO-66纳米颗粒,改良的Hummers方法制备得到片层结构的GO纳米颗粒,采用XRD和FTIR系统地分析了它们的物理和化学结构,结果表明三种纳米材料均成功制备。（2）采用浸没沉淀相转化法（NIPS）制备了三种PVDF复合超滤膜,分别是:PVDF/GO、PVDF/UiO-66和PVDF/GO@UiO-66复合超滤膜,使用XRD、FTIR、SEM、XPS、AFM、接触角测量仪等表征手段对PVDF复合超滤膜的晶体结构、微观形貌、分子结构、孔隙率、亲水性和平均孔径进行表征,实验的结果表明纳米材料成功复合在PVDF膜中,加入纳米材料后PVDF复合超滤膜由α相向-β相转变、孔隙率提高、亲水性提高。（3）PVDF复合超滤膜在GO、UiO-66和GO@UiO-66含量均为1.0 wt%时,膜的水通量分别达到了194.1L/m2/h、182.2L/m2/h和263.2L/m2/h,与纯PVDF膜相比,水通量分别提高了35%、28%和84%,BSA截留率提高了19%、20%和32%;水接触角由78.5°分别降低到64.6°、68.3°和58.3°;由于纳米材料在相转化过程中上浮,膜表面粗糙度由21.5nm分别上升到34.5nm、27.2nm和59.7nm;膜的通量恢复率分别达到71.8%、64.3%和81.8%,抗污染能力得到了很大的改善;拉伸强度提高由1.8MPa提高到2.5MPa、2.2MPa和3.1MPa。（4）比较PVDF/GO、PVDF/UiO-66和PVDF/GO@UiO-66后发现:“三明治状”GO@UiO-66纳米材料增加膜的孔隙率,打开了水分子的渗透通道,同时,GO@UiO-66暴露的亲水官能团增多,使得PVDF/GO@UiO-66具有更高的亲水性,在膜表面形成致密的水化层,从而提高了对不同分子量大小的污染物如牛血清蛋白（BSA）、腐殖酸（HA）和罗丹明（Rh B）的截留率并且有更好的抗污染性能。此外,PVDF/GO@UiO-66复合超滤膜拥有最好的机械强度和化学稳定性。总体结果表明:加入GO@UiO-66可显着提高膜的性能,具有很大的实际应用潜力。
穆勇峰[4]（2021）在《聚芳醚砜/羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备及性能研究》文中进行了进一步梳理水资源短缺和污染问题,严重地影响着人类社会的可持续发展,是21世纪以来最严峻的全球性挑战之一,与传统的絮凝、吸附、蒸馏等水净化方法相比,膜分离法具有能耗低、二次污染小等优势,作为膜分离技术中的重要分支——超滤分离技术,目前仍需对其分离效率、运维成本等方面问题进行改善,这些问题和分离过程中起关键作用的超滤膜息息相关,而目前超滤膜存在的渗透性低、易受污染等缺点,则与膜自身的结构及性质有关,本文以聚芳醚砜类材料为膜基体,以羟基磷灰石纳米管（HANTs）为纳米添加剂,设计制备了一系列复合超滤膜并系统研究了其性能。羟基磷灰石是人体骨组织中的主要无机成分,被认为是一种环境友好型材料,但由于羟基磷灰石本身的亲水性不足,并且无机纳米材料与聚合物之间的相容性差,无法直接作为一种添加剂来改善膜的性能。本论文首先通过聚多巴胺（PDA）的包覆以及牛磺酸的二次接枝对HANTs进行修饰,将修饰后的HANTs引入聚醚砜（PES）膜中,改性后的复合膜水通量提升显着,达到纯PES膜的2.6倍,但对于牛血清蛋白（BSA）抗污染性提升不强,通量恢复率最高为77.9%,并将进行同样改性手段的短棒状纳米羟基磷灰石和管状纳米羟基磷灰石对膜性能的改进效果进行对比,发现当以管状纳米羟基磷灰石作为改性剂时,可以以更小掺杂比例获得更高的膜渗透性。考虑到两步法修饰较为繁琐,接着我们利用海藻酸钠（SA）对HANTs进行简便的一步法修饰得到HANTs-SA,HANTs-SA的引入对膜的渗透性及抗污染性均有一定提升。通过前面两部分的研究,我们发现通过将改性的HANTs与PES共混制备复合膜,一般会使膜的渗透性得到较大改善,然而对于膜的抗污染性提升有限,因此我们同时对膜基体材料和HANTs进行改性,首先合成了侧链含羧基的聚芳醚砜,同时制备利用PDA和聚乙烯亚胺（PEI）共沉积涂层修饰的HANTs,一方面,膜基体中的羧基可以增加膜的表面亲水性,同时羧基的存在可以对带有负电的BSA和腐殖酸（HA）产生静电排斥,提高了膜的抗污染性（对BSA和HA的FRR值最高分别达到90.8%和93.7%）;另一方面,PEI的引入使纳米管表面带有大量氨基,与膜基体中羧基之间的静电吸引作用可以提高两者的相容性,研究结果也表明PDA和PEI两者的结合使超滤膜的性能得到大幅提升。为了弥补单一共混改性方法的缺点,进一步提升膜的抗污染性,将共混改性和表面修饰的方法结合起来,首先通过将含叔胺基团的聚芳醚砜与两性离子PEI修饰的HANTs进行复合,再通过表面修饰将制得的复合膜中的叔胺基团转变为亲水性更强的两性离子,运用共混改性与表面修饰相结合的策略,得到了综合性能优异的超滤膜,对BSA和HA的FRR值最高分别达到93.4%和96.1%)。
辛静,吴琼,杨宸[5]（2021）在《膜法水处理工艺在生活污水处理中的应用研究》文中提出文章利用文献综述法、比较分析法、因果分析法等研究方法对膜法技术与生活污水处理进行探究,并就膜法水处理工艺在生活污水处理中的具体应用情况加以分析。微孔过滤技术、反渗透技术、超滤技术、电渗析技术以及其他膜法水处理技术都能在生活污水处理中发挥重要作用,在今后的生活污水处理中,应着重利用上述技术实现处理目标,保障水体安全。
王博宇[6]（2020）在《河道生态斑块构建及净水效能的研究》文中研究说明孝义河是白洋淀的主要入淀河流之一,同时也是雄安新区的重要生态廊道。针对孝义河生态系统受损、水质常年不达标问题,本文以孝义河作为主要研究对象,以削减污染负荷、提升河道自净能力为目标,兼顾修复河道景观,在探明孝义河水环境特征的基础上,构建了生态斑块装置和基于生态斑块构建的模拟河道,研究了水力停留时间和温度对生态斑块水质净化效果的影响,分析了不同污染负荷下生态斑块的水质净化效能,提出基于复合填料和挺水植物组合的生态斑块河道修复技术。取得的主要成果有:生态斑块对污染物削减受水力停留时间影响。在进水为劣Ⅴ类（一级A排放标准）,水力停留时间为24h、12h和6h的条件下,随着水力停留时间的缩短生态斑块对于各污染物去除的效果有所下降。水力停留时间为24h和12h时,出水可达到地表Ⅴ类水质标准;当水力停留时间缩短到6h时,出水未达到地表Ⅴ类水质标准,对于水中对TN、TP、NH4+-N和COD的去除率分别达到28.8%、31.7%、40.7%和25.3%,表明生态斑块对流速缓慢的滞留水体具有更好的作用效果。温度对生态斑块净水效果具有显着影响。夏季生态斑块对各污染物的去除效果均好于冬季,随着温度的降低,生态斑块对于COD、NH4+-N以及TN去净化效果下降明显,对TP的净化效果无显着变化。在进水为劣Ⅴ类（一级A排放标准）和河流地表Ⅳ类,水力停留时间为3天的条件下,生态斑块模拟河道对于COD、NH4+-N、TN、TP均有很好的去除效果。不同污染负荷条件下,在进水为劣Ⅴ类水质时,模拟河道对于水中对TN、TP、NH4+-N和COD的去除率分别达到55.5%、41.3%、91.6%和67.7%,出水各项指标可以达到地表Ⅳ类水质标准;在进水水质为地表Ⅳ类时,模拟河道对于水中对TN、TP、NH4+-N和COD的去除率分别达到43.8%、58.3%、80.6%和51.3%,出水各项指标可进一步提升,达到地表Ⅲ类水质标准;且在两种污染负荷条件下,污染物浓度随着河流的流动逐渐呈现递减趋势。表明河道生态斑块的构建可以有效提升河流水质,增强河道自净能力。基于实地调查和实验结果提出了一套集成生态斑块构建、河道边坡整治和河流景观恢复等措施的孝义河生态修复方案,修复河道6.4公里,修复目标是使孝义河水质从地表水V类提升至IV类。
张泳真[7]（2020）在《三维电极联合电强化生物技术处理垃圾渗滤液的研究》文中研究表明垃圾渗滤液作为垃圾填埋处理产生的环境污染物,成分复杂,环境破坏性强。现今,渗滤液处理面临处理难度不断增大的挑战,这使垃圾渗滤液处理技术创新具有其必然性和必要性,因此本文以南昌某渗滤液处理厂二级生化出水为研究对象,分析火山石三维电极联合电强化生物技术对渗滤液深度处理的可行性。首先,通过单因素实验发现火山石三维电极在电压10V、Cl-浓度4000mg/L、板间距6cm、中性水质条件下处理最优,COD、氨氮、TP去除率分别为60.92%、23.72%、44.99%,添加Cl-能对氨氮的降解有促进作用。然后实验经响应面优化,得到回归方程,实验范围内方程预测值与实际值相差较小,说明方程具有实际意义。响应面回归方程得到最佳实验条件为:Cl-浓度4526.46mg/L、电压11.65V、板间距4.83cm。经验证,实际实验结果与拟合结果相近,COD、氨氮去除率能分别达62.5%、29.3%。三维电极体系产生·OH以及其他活性物质,可以破坏渗滤液中腐殖质等难降解有机物以及共轭不饱和基团,有效降低渗滤液色度,提高可生化性,利于后续处理。最后利用电强化缺氧/好氧装置对三维电极出水进一步处理,电场施加以及添加外加碳源可以有效促进微生物对渗滤液中污染物的降解。水力停留时间为24h,电压1.5V,外加碳源的配水条件下,该反应体系渗滤液出水COD浓度在143-180mg/L,氨氮浓度在 4.5-8.4mg/L。
孙葳[8]（2020）在《基于旁流压力式生物滤池强化硝化的A2/O组合工艺脱氮效能研究》文中指出随着经济的飞速发展和人口的不断增长,水资源短缺和水环境污染问题日益凸显。A2/O工艺作为废水脱氮除磷处理的主流工艺,近年来在我国城镇污水处理领域发挥了巨大的作用。但伴随着污染物排放标准的提高,以A2/O作为主体工艺的污水处理厂,面临着出水氨氮、TN等指标无法满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准的问题,亟需进行升级改造。本课题针对A2/O工艺污水处理厂目前存在的好氧池控制曝气则硝化不足,强化曝气则易造成二沉池污泥上浮等问题,充分发挥旁流工艺及曝气生物滤池技术优势,提出以旁流压力式曝气生物滤池强化工艺系统硝化效能进而提高脱氮能力的工艺思路,重点开展基于旁流压力式生物滤池强化硝化的A2/O组合工艺特性研究,总结得出组合工艺优化技术参数,为A2/O工艺污水处理厂提标改造提供技术参考。A2/O反应器经过20天后完成启动,旁流压力式生物滤池经19天后挂膜成功,随后二者联动,组合工艺连续运行20天后,COD、TN、NH3-N、TP的去除率分别维持在95%、89%、96%、83%。A2/O+旁流压力式生物滤池（常压）组合工艺中NH3-N、TN、COD的出水浓度完全达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准,启动完成。在相同气水比条件下运行时,加压状态下生物滤池内部的溶解氧明显高于常压状态下生物滤池内部的溶解氧。当旁流压力式生物滤池的气水比由2:1提高到5:1时,反应器内部的工作压力由0.12MPa提高到0.17MPa,溶解氧由2.51mg/L提高到4.41mg/L。但是随着工作压力的增加,反应器中溶解氧的增长速度逐渐变缓。确定旁流压力式生物滤池反冲洗方式为气冲-气水联合冲-水冲,反冲程序及参数为:气冲5min,气水联合冲洗5min,水冲10min,气冲强度为15L/（m2.s）,水冲强度为8L/（m2.s）,反冲洗周期为7天。试验对比考察了气水比、水力负荷对常压及加压状态下旁流压力式生物滤池污染物去除效能的影响作用规律,表明加压状态下的污染物去除效果以及曝气能耗优于常压状态,当旁流压力式生物滤池压力为0.12MPa、DO=3.02mg/L、气水比为2:1、进水流量30L/h、HRT=2h时,旁流压力式生物滤池污染物去除效能最佳。对加压（0.12MPa）与常压状态下的A2/O+旁流压力式生物滤池组合工艺硝化液回流比进行优化。试验确定了两种状态下组合工艺最佳回流比以及各项污染物最优去除效能。对系统进行加压,控制内回流比100%、生物滤池回流比100%（共200%）时,组合工艺的脱氮效能最佳,TN与NH3-N的去除率分别达到了91.19%、97.51%。通过对比加压状态及常压状态的污染物去除效率,加压状态的组合工艺曝气量低,脱氮效果更佳。对组合工艺A2/O好氧池曝气量（DO）与旁流压力式生物滤池运行压力（DO）开展协调优化控制。当好氧池曝气量150L/h（DO=2.0～2.5mg/L）、滤池曝气量90L/h（压力为0.14MPa,DO=3.41～3.6mg/L）时,TN去除率较最高去除率低0.85%,但出水TN浓度为5.88mg/L,满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准要求,且此DO协调优化条件下,工艺系统运行总能耗最低。考察了A2/O+旁流压力式生物滤池组合工艺处理实际生活污水时的污染物长期去除效能,组合工艺的去污效能:COD的平均去除率为88.7%,平均出水浓度46.28mg/L;氨氮的平均去除率为95.41%,平均出水浓度2.15mg/L;TN的平均去除率为83.08%,平均出水浓度10.64mg/L。以上三个水质指标均达到国家一级A排放标准。TP的平均去除率为72.1%,平均出水浓度1.63mg/L,出水没有达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。组合工艺各项污染物去除指标都要优于传统A2/O工艺,且在有效提高A2/O主流工艺脱氮效能的同时,实现曝气控制优化并解决二沉池污泥上浮等问题。
刘洋[9]（2020）在《基于嵌段共聚物构象设计的共混超滤膜结构调控和性能研究》文中认为抗污染改性一直都是膜材料和膜分离领域的研究热点。对膜材料进行抗污染改性的常见方法有涂覆法、接枝法、化学处理法、共混法等。由于操作简单、与实际生产兼容性好,共混法成为当前应用最广的改性技术之一。在众多被采用的改性剂中,凭借良好的亲水性以及在膜基体材料中良好的稳定性,两亲性共聚物被视为分离膜理想的改性剂之一。然而,虽然两亲性共聚物已被广泛应用于膜的改性,但系统研究嵌段共聚物构型对膜性能影响和结构调节的工作较少。因此,本论文从嵌段共聚物分子结构设计的角度,提出了研究嵌段共聚物构型及组成对共混膜抗污染性影响和结构调节的课题。本论文中,首先,通过活性可控聚合制备了组成相近的两嵌段共聚物聚苯乙烯-嵌段-聚环氧乙烷（PS-b-PEO）和三嵌段共聚物聚苯乙烯-嵌段-聚环氧乙烷-嵌段-聚苯乙烯（PS-b-PEO-b-PS）,采用核磁共振氢谱（1H-NMR）和凝胶渗透色谱（GPC）对聚合物的结构进行了分析;然后,将其分别添加到聚醚砜（PES）的铸膜液中,通过非溶剂诱导相转化法（NIPS）制备成共混膜。分别采用扫描电子显微镜（SEM）和原子力显微镜（AFM）对膜表断面形貌以及表面粗糙度进行了分析。采用X射线光电子能谱（XPS）、红外光谱（FTIR）和核磁共振氢谱（1H-NMR）等手段对膜中嵌段共聚物的实际含量和表面偏析情况进行了测量,最后对膜的纯水通量、截留率以及抗污染性能进行了系统测试。在研究过程中,我们逐一对比了在添加量相同、聚合物组成相同时两嵌段和三嵌段共聚物对膜的表面亲水性、粗糙度、孔径、截留率和抗污染性的影响规律。研究发现:（1）PS-b-PEO和PS-b-PEO-b-PS都显着改变了PES膜表断面的结构,并且大大提高了膜的水通量和抗污染能力;（2）在嵌段共聚物的添加量相同时,PS-b-PEO-b-PS/PES共混膜具有更高的纯水通量,而PS-b-PEO/PES共混膜具有更好的截留性能;（3）三嵌段共聚物PS-b-PEO-b-PS在表面形成拱桥型构象,因而赋予了共混膜更好的亲水性和抗污染性能。上述结论将为制备更高选择性、更好抗污染性、综合性能更优的共混膜提供一定参考。
彭蕾[10]（2020）在《生态浮床植物的筛选与植物-填料复合模式污水净化效果研究》文中指出随着社会经济的高速发展以及人类活动的不断增强,部分未经处理的生活污水随意排放,严重污染了农村的生态环境,对周遭湖泊、河流等自然水体的水质造成严重威胁。农村生活污水的排放具有产生源与排放源较分散、氮磷含量高、水量随时间变化性大等特点,采用集中式的处理装置不仅投资巨大,而且运行管理成本高,因此具有简单高效且低能耗、低投资的生态浮床作为新兴的原位修复技术得到广泛运用。针对目前市面上浮床植物应用混乱,不同植物在不同的气候、水质等环境条件下的净化效果参差不齐,本研究选取了湖南常见的14种植物进行暖季浮床植物筛选试验（冷季浮床植物选取其中冬季能够存活的6种植物）,在实验室条件下模拟化粪池出水的生活污水进行试验,研究不同浮床植物配置模式对生活污水的净化效果,综合分析后筛选出了暖、冷季净化效果较好的浮床植物配置模式,然后将筛选出的浮床植物与填料复合进行试验,监测分析污水中化学需氧量（CODCr）、氨氮（NH3-N）、总氮（TN）、总磷（TP）随时间的动态变化,旨在筛选出可以应用的复合生态浮床系统。主要研究结果如下:1浮床植物筛选试验（1）暖季植物筛选试验中,14种浮床植物中菖蒲和水蕹菜的株高、根长和生物量的增长率均具有显着性优势（P<0.05）;水蕹菜、美人蕉和再力花对于TN和TP均具有较高的积累量,净化污水潜力较高,美人蕉和鸢尾地上部与地下部对TP吸收量的比值高达114.52和62.30,花菖蒲和美人蕉的地上部与地下部对TN吸收量的比值高达125.74和43.07。14种浮床植物对CODcr、TN、NH3-N和TP的去除率相比于空白对照组均具有显着性优势（P<0.05）,净去除率分别介于 6.30%-36.80%、11.92%-20.97%、22.92%-29.28%和 5.51%-41.24%。污水净化的综合聚类分析结果表明:草本植物中,梭鱼草、菖蒲、美人蕉、鸢尾、水蕹菜和再力花的综合净化能力较强;木本植物中,冬青的综合净化能力较强。（2）冷季植物筛选试验中,黄菖蒲和月季根系的株高、根长和生物量位于前列,表明其适应污水能力较强;在所有处理组中,花菖蒲的TN地上部累积率和TP地上及地下部累积率均具有显着性优势（P<0.05）,所有试验组浮床植物的地下部分TN累积率均高于地上部分,植物对TP累积率,木本植物大多是地上部高于地下部,而草本植物则相反。所有植物处理组对CODCr、TN、NH3-N和 TP 的净去除率分别为 3.89%-14.25%、1.13%-10.54%、2.80%-19.04%和6.13%-18.08%,其中,净化能力强且耐寒能力佳的植物为鸢尾和月季。从污水净化的综合聚类分析的结果看:高净化能力植物有鸢尾、冬青和月季,女贞为中等净化能力植物,黄菖蒲和花菖蒲为低净化能力植物。2浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究通过筛选试验,在暖（冷）季浮床植物与填料复合试验中设置4（2）个单一植物处理组、4（2）个植物与填料复合处理组、1个单一填料处理组、1个空白对照组等10（6）个试验组,在40天试验过程中监测了各试验组的水质指标,并在试验结束时测定各系统植物根系的生长特性。主要结论如下:（1）从暖季植物根系的各项指标可以看出:填料在一定程度上会促进平均根径的生长,但在污染物定量的情况下,会与植物根系存在竞争关系,使得复合浮床的植物生长状况及净化能力低于单一植物浮床。在CODcr、TN和TP的净去除率方面,整体呈现填料复合组>单一植物组>单一填料组,表明填料在一定程度上可以促进浮床对污染物的净化能力,且植物作用大于填料作用。（2）冷季浮床植物的根系指标表明大致趋势与暖季相似,草本植物组的根系生长状态强于木本植物组,且试验期间在浮床系统中植物生长均受到一定程度填料的抑制作用。在水质净化方面,填料在试验早期的优势较为明显,试验结束时,各处理组的净化能力表现为填料复合组>单一植物组>单一填料组>空白对照组,植物作用仍大于填料作用。
二、水处理技术更上一层楼（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、水处理技术更上一层楼（论文提纲范文）
（1）水处理技术在污水处理中的意义及应用微探（论文提纲范文）
| 一、水处理技术主要的种类 |
| (一)绿色氧化的技术 |
| (二)膜分离的技术 |
| (三)生物凝絮的技术 |
| 二、水处理技术在污水处理中的意义 |
| (一)技术水平的高低决定污水处理效果 |
| (二)环保理念的需要 |
| (三)可提高污水处理企业的经济效益 |
| 三、水处理技术在污水处理中的运用 |
| 四、水处理技术在污水处理中的发展前景 |
| (一)向低能耗、高效率的环保节能型技术发展 |
| (二)新技术的开发 |
| (三)附加产业的发展 |
| 五、结束语 |
（2）石墨烯复合气凝胶三维电极的构建及其应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水处理技术概述 |
| 1.1.1 膜分离技术 |
| 1.1.2 吸附技术 |
| 1.1.3 高级氧化工艺(AOPs) |
| 1.1.4 三维电极技术 |
| 1.2 粒子电极材料 |
| 1.3 石墨烯基气凝胶的制备 |
| 1.3.1 自组装法 |
| 1.3.2 模板法 |
| 1.3.3 化学气相沉积法(CVD) |
| 1.3.4 3D打印法 |
| 1.4 石墨烯气凝胶水处理应用 |
| 1.5 本论文的选题依据与主要研究思路 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 表征仪器 |
| 2.3.1 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.3.2 场发射扫描电子显微镜(FESEM) |
| 2.3.3 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.4 拉曼光谱(Raman) |
| 2.3.5 热重分析(TGA) |
| 2.3.6 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.7 电感耦合等离子体原子发射光谱(ICP) |
| 2.3.8 紫外-可见漫反射光谱(DRS) |
| 2.4 三维电极反应器装置 |
| 2.5 降解有机染料的性能评价方法 |
| 3 基于双模板技术构建FeOOH/石墨烯复合气凝胶降解有机废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 氧化石墨烯(GO)的制备 |
| 3.2.2 FeOOH/GA的制备 |
| 3.2.3 FeOOH/GA粒子电极处理有机染料的实验方法 |
| 3.3 FeOOH/GA的制备过程分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 FeOOH/GA的形貌结构特征 |
| 3.4.2 三维电极-电芬顿耦合技术降解有机染料废水结果分析 |
| 3.4.3 三维电极-电芬顿耦合技术的影响因素 |
| 3.4.4 FeOOH/GA的循环稳定性 |
| 3.4.5 FeOOH/GA三维电极-电芬顿法反应机理探究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Fe-Ni-S/石墨烯二元活性组分复合气凝胶制备及其有机废水处理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 Fe-Ni-S/GA复合气凝胶的制备 |
| 4.2.2 Fe-Ni-S/GA粒子电极处理有机染料的实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe-Ni-S/GA的形貌结构特征 |
| 4.3.2 三维电极-电芬顿耦合技术降解有机染料废水结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）氧化石墨烯（GO）与Zr基MOF材料（UiO-66）对PVDF超滤膜改性及复合膜性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 膜分离概述 |
| 1.1.1 膜的分类 |
| 1.1.2 超滤技术 |
| 1.1.3 超滤技术的局限 |
| 1.2 超滤膜污染研究进展 |
| 1.2.1 超滤膜污染分类 |
| 1.2.2 超滤膜污染原因 |
| 1.2.3 超滤膜污染的主要影响因素 |
| 1.2.4 减缓超滤膜污染方法 |
| 1.3 聚偏氟乙烯膜 |
| 1.3.1 聚偏氟乙烯膜简介 |
| 1.3.2 聚偏氟乙烯膜的应用 |
| 1.3.3 聚偏氟乙烯的改性方法 |
| 1.4 氧化石墨烯(GO) |
| 1.4.1 GO制备方法 |
| 1.4.2 GO水处理中的应用 |
| 1.5 金属有机骨架材料(MOFs) |
| 1.5.1 MOFs的分类 |
| 1.5.2 MOFs的合成方法 |
| 1.5.3 MOFs在水处理中的应用 |
| 1.6 MOF和GO复合材料 |
| 1.7 本课题的研究意义和研究内容 |
| 1.7.1 课题研究意义 |
| 1.7.2 课题研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品及试剂 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 GO、UiO-66和GO@UiO-66 的制备 |
| 2.2.1 GO、UiO-66和GO@UiO-66 的制备 |
| 2.2.2 GO、UiO-66和GO@UiO-66 的表征方法 |
| 2.3 PVDF复合膜的制备 |
| 2.4 PVDF复合膜结构评价方法 |
| 2.4.1 PVDF复合膜微观形态结构 |
| 2.4.2 PVDF复合膜晶体结构表征 |
| 2.4.3 PVDF复合膜分子结构表征 |
| 2.4.4 PVDF复合膜的亲水性表征 |
| 2.4.5 PVDF膜孔径分布表征 |
| 2.5 PVDF复合膜性能测试 |
| 2.5.1 实验室目标污染物配制 |
| 2.5.2 PVDF复合膜通量及截留性能测试 |
| 2.5.3 PVDF复合膜抗污染性能评价 |
| 2.5.4 酸碱处理对膜性能的影响 |
| 2.5.5 膜的力学性能 |
| 3 纳米材料与PVDF复合超滤膜表征结果及分析 |
| 3.1 纳米材料与PVDF复合超滤膜结构表征 |
| 3.1.1 XRD分析 |
| 3.1.2 FTIR分析 |
| 3.1.3 XPS分析 |
| 3.2 制备的纳米材料与PVDF复合超滤膜形貌分析 |
| 3.2.1 SEM分析 |
| 3.2.2 AFM分析 |
| 3.3 PVDF复合超滤膜孔隙率和平均孔径 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 PVDF复合超滤膜性能研究结果及分析 |
| 4.1 PVDF复合超滤膜亲水性 |
| 4.2 PVDF复合超滤膜渗透性和BSA截留率 |
| 4.3 PVDF复合超滤膜抗污染性 |
| 4.4 PVDF/GO、PVDF/UiO-66及PVDF/GO@UiO-66 复合超滤膜性能比较 |
| 4.4.1 PVDF复合超滤膜对不同污染物过滤分析 |
| 4.4.2 PVDF复合超滤膜对不同污染物抗污染分析 |
| 4.4.3 PVDF复合超滤膜力学性能研究 |
| 4.4.4 PVDF复合超滤膜酸碱稳定性研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 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 |
（4）聚芳醚砜/羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 膜分离技术 |
| 1.2.1 分离膜的定义 |
| 1.2.2 分离膜的发展历程 |
| 1.3 超滤分离技术 |
| 1.3.1 超滤技术简介 |
| 1.3.2 超滤膜的制备方法 |
| 1.3.3 超滤膜的主要性能 |
| 1.4 聚芳醚砜材料简介 |
| 1.5 超滤膜的改性研究现状 |
| 1.5.1 聚合物本体改性法 |
| 1.5.2 共混改性法 |
| 1.5.3 表面修饰法 |
| 1.6 本论文设计思想 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2 实验仪器与测试方法 |
| 2.2.1 傅里叶变换红外光谱测试(FTIR) |
| 2.2.2 核磁共振波谱测试(NMR) |
| 2.2.3 热失重分析(TGA) |
| 2.2.4 X射线光电子能谱(XPS)测试 |
| 2.2.5 透射电子显微镜(TEM)测试 |
| 2.2.6 粉末X射线衍射(XRD) |
| 2.2.7 比表面积分析(BET) |
| 2.2.8 接触角测试(CA) |
| 2.2.9 扫面电子显微镜测试(SEM) |
| 2.2.10 原子力显微镜测试(AFM) |
| 2.2.11 紫外可见光谱测试(UV-vis) |
| 2.2.12 超滤膜孔隙率、整体平均孔径的测定 |
| 2.2.13 分子量截留(MWCO)和孔径分布测定 |
| 2.3 超滤循环实验 |
| 第三章 聚醚砜/牛磺酸接枝聚多巴胺包覆羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 合成与制备 |
| 3.2.1 羟基磷灰石纳米管的合成 |
| 3.2.2 PDA修饰羟基磷灰石纳米管的制备 |
| 3.2.3 牛磺酸二次接枝修饰羟基磷灰石纳米管的制备 |
| 3.2.4 PES/HANTs-DA-TA复合超滤膜的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 羟基磷灰石纳米管的表征 |
| 3.3.2 PES/HANTs-DA-TA复合超滤膜的表征 |
| 3.3.3 PES/HANTs-DA-TA复合超滤膜的性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 聚醚砜/海藻酸钠修饰羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 合成与制备 |
| 4.2.1 海藻酸钠修饰羟基磷灰石纳米管的制备 |
| 4.2.2 PES/HANTs-SA复合超滤膜的制备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 HANTs-SA的表征 |
| 4.3.2 PES/HANTs-SA复合超滤膜的表征 |
| 4.3.3 PES/HANTs-SA复合超滤膜的性能研究 |
| 4.4 本章小节 |
| 第五章 含羧基聚芳醚砜/聚多巴胺/聚乙烯亚胺共沉积修饰的羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 合成与制备 |
| 5.2.1 含羧基聚芳醚砜的合成 |
| 5.2.2 PDA/PEI共沉积修饰的羟基磷灰石纳米管的制备 |
| 5.2.3 PSF-COOH-30%/HANTs@PDA/PEI复合超滤膜的制备 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 含羧基聚芳醚砜(PSF-COOH-30%)的化学结构 |
| 5.3.2 HANTs@PDA/PEI的表征 |
| 5.3.3 PSF-COOH-30%/HANTs@PDA/PEI复合超滤膜的表征 |
| 5.3.4 PSF-COOH-30%/HANTs@PDA/PEI复合超滤膜的性能研究 |
| 5.4 本章小节 |
| 第六章 含两性离子聚芳醚砜/两性离子聚乙烯亚胺修饰的羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 合成与制备 |
| 6.2.1 含叔胺基团的聚芳醚砜(PSF-TA-30%)的合成 |
| 6.2.2 两性离子聚乙烯亚胺(ZPEI)的合成 |
| 6.2.3 两性离子聚乙烯亚胺修饰的羟基磷灰石纳米管的制备 |
| 6.2.4 复合膜的制备 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 含叔胺基团的聚芳醚砜(PSF-TA-30%)的化学结构 |
| 6.3.2 HANTs@TA-ZPEI的表征 |
| 6.3.3 复合超滤膜的表征 |
| 6.3.4 复合超滤膜的性能研究 |
| 6.4 本章小节 |
| 第七章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 攻读博士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（5）膜法水处理工艺在生活污水处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 1 膜法技术与生活污水处理 |
| 2 常见的膜法水处理工艺在生活污水深度处理中的应用 |
| 2.1 微孔过滤技术的应用 |
| 2.2 反渗透技术的应用 |
| 2.3 超滤技术的应用 |
| 2.4 电渗析技术的应用 |
| 2.5 其他膜法水处理技术 |
| 3 结束语 |
（6）河道生态斑块构建及净水效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 河流水环境生态修复研究 |
| 1.2.1 河流水环境生态修复研究进展 |
| 1.2.2 河流水环境修复技术 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 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 |
| 2.试验材料与方法 |
| 2.1 试验药剂 |
| 2.2 试验仪器设备 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 基质选择 |
| 2.3.2 试验植物 |
| 2.4 试验装置 |
| 2.4.1 生态斑块模拟装置 |
| 2.4.2 基于生态斑块构建的河道模拟装置 |
| 2.5 孝义河水质监测方法 |
| 2.6 试验装置布点采样方法 |
| 2.7 样品分析测试方法 |
| 3.孝义河水环境研究现状 |
| 3.1 流域概况 |
| 3.1.1 自然条件 |
| 3.1.2 社会经济现状 |
| 3.2 孝义河污染来源解析 |
| 3.2.1 孝义河上游污染源分析 |
| 3.2.2 孝义河新区段污染源分析 |
| 3.3 孝义河新区段水环境监测 |
| 3.3.1 孝义河新区段水质与底泥评价 |
| 3.3.2 生态系统现状 |
| 3.4 本章小结 |
| 4.河道生态斑块净水效能研究 |
| 4.1 生态斑块填料选择研究 |
| 4.2 试验装置的启动 |
| 4.2.1 生态斑块模拟装置启动 |
| 4.2.2 基于生态斑块构建的河道模拟装置启动 |
| 4.3 生态斑块技术参数研究 |
| 4.3.1 水力停留时间对生态斑块净水效能的研究 |
| 4.3.2 温度对生态斑块净水效能影响的研究 |
| 4.4 河道生态斑块净水效能研究 |
| 4.4.1 河道生态斑块对NH4+-N去除效果研究 |
| 4.4.2 河道生态斑块对COD去除效果研究 |
| 4.4.3 河道生态斑块对TN去除效果的研究 |
| 4.4.4 河道生态斑块对TP去除效果研究 |
| 4.5 微生物群落结构分析 |
| 4.5.1 多样性分析 |
| 4.5.2 优势菌群分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5.孝义河新区段生态修复工程方案 |
| 5.1 工程实施背景与目的 |
| 5.1.1 工程背景 |
| 5.1.2 工程目的 |
| 5.2 设计原则 |
| 5.3 孝义河生态修复方案 |
| 5.4 环境影响评价 |
| 5.5 工程效益估算 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 校外导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（7）三维电极联合电强化生物技术处理垃圾渗滤液的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 垃圾渗滤液 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液水质特性 |
| 1.2.2 渗滤液处理现状 |
| 1.3 三维电极水处理工艺 |
| 1.4 电强化生物处理技术 |
| 1.5 课题研究目的、内容及路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容与创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与化学试剂 |
| 2.1.1 仪器与设备 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 第三章 三维电极氧化渗滤液 |
| 3.1 实验方法与实验设备 |
| 3.1.1 实验设备 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 电压的影响 |
| 3.2.2 初始pH的影响 |
| 3.2.3 氯离子浓度的影响 |
| 3.2.4 板间距的影响 |
| 3.2.5 不同处理水量的影响 |
| 3.3 响应面优化 |
| 3.3.1 响应面设计 |
| 3.3.2 模型建立 |
| 3.3.3 响应面分析 |
| 3.3.4 模型最优条件 |
| 3.4 不同时期渗滤液处理效果分析 |
| 3.5 机理分析 |
| 3.5.1 填料性能分析 |
| 3.5.2 渗滤液紫外-可见光谱解析 |
| 3.5.3 自由基猝灭 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 电强化生物技术 |
| 4.1 实验方法与实验设备 |
| 4.1.1 实验装置 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 驯化过程分析 |
| 4.2.2 水力停留时间的影响 |
| 4.2.3 不同碳源对渗滤液降解的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）基于旁流压力式生物滤池强化硝化的A2/O组合工艺脱氮效能研究（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 水资源短缺与水环境污染 |
| 1.1.2 污水处理行业发展现状 |
| 1.2 压力式曝气生物处理工艺 |
| 1.2.1 传统曝气生物处理工艺 |
| 1.2.2 压力式曝气生物处理工艺机理 |
| 1.2.3 压力式曝气生物处理工艺发展现状 |
| 1.2.4 压力式曝气生物处理工艺研究中存在的问题 |
| 1.3 A~2/O工艺 |
| 1.3.1 A~2/O工艺的发展 |
| 1.3.2 A~2/O工艺脱氮除磷机理 |
| 1.3.3 A~2/O工艺应用中存在的问题 |
| 1.4 课题研究的目的、意义及内容 |
| 1.4.1 课题的目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 研究方案与技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与材料 |
| 2.1.1 A~2/O-旁流压力式生物滤池组合反应器模型 |
| 2.1.2 试验装置所用主要仪器材料 |
| 2.1.3 试验用水 |
| 2.2 实验及分析方法 |
| 2.2.1 实验方法 |
| 2.2.2 分析测试方法 |
| 2.3 试验数据的处理和控制 |
| 第三章 基于旁流压力式生物过滤的A~2/O强化硝化工艺启动研究 |
| 3.1 A~2/O工艺的污泥驯化培养方式 |
| 3.2 A~2/O工艺启动阶段污染物处理效能研究 |
| 3.2.1 A~2/O工艺启动阶段对COD的去除效果 |
| 3.2.2 A~2/O工艺启动阶段对NH_3~-N的去除效果 |
| 3.2.3 A~2/O工艺启动阶段对TN的去除效果 |
| 3.2.4 A~2/O工艺启动阶段对TP的去除效果 |
| 3.3 旁流压力式生物滤池的挂膜启动方式 |
| 3.4 旁流压力式生物滤池(常压)启动阶段污染物处理效能研究 |
| 3.4.1 旁流压力式生物滤池(常压)启动阶段对COD的去除效果 |
| 3.4.2 旁流压力式生物滤池(常压)启动阶段对NH_3~-N的去除效果 |
| 3.5 A~2/O+旁流压力式生物滤池(常压)组合工艺联合试运行研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 旁流压力式生物滤池污染物去除效能及工艺特性研究 |
| 4.1 工作压力与溶解氧之间的关系 |
| 4.2 旁流压力式生物滤池反冲洗工艺参数的确定 |
| 4.3 气水比(压力)对旁流压力式生物滤池去污效能的影响 |
| 4.3.1 气水比(压力)对COD去除效果的影响 |
| 4.3.2 气水比(压力)对NH_3~-N去除效果的影响 |
| 4.3.3 气水比(压力)对TN去除效果的影响 |
| 4.3.4 气水比(压力)对出水NOx-N浓度的影响 |
| 4.4 水力停留时间(HRT)对旁流压力式生物滤池去污效能的影响 |
| 4.4.1 水力停留时间(HRT)对COD去除效果的影响 |
| 4.4.2 水力停留时间(HRT)对NH_3~-N去除效果的影响 |
| 4.4.3 水力停留时间(HRT)对TN去除效果的影响 |
| 4.4.4 水力停留时间(HRT)对出水NOx-N浓度的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 A~2/O+旁流压力式生物滤池组合工艺优化控制研究 |
| 5.1 A~2/O+旁流压力式生物滤池组合工艺硝化液回流优化控制研究 |
| 5.1.1 硝化液回流比对组合工艺COD去除的影响 |
| 5.1.2 硝化液回流比对组合工艺NH_3~-N去除的影响 |
| 5.1.3 硝化液回流比对组合工艺TN去除的影响 |
| 5.2 A~2/O好氧池曝气量与旁流压力式生物滤池运行压力协调优化控制研究 |
| 5.2.1 不同曝气环境下对COD去除率的影响 |
| 5.2.2 不同曝气环境下对NH_3~-N去除率的影响 |
| 5.2.3 不同曝气环境下对TN去除率的影响 |
| 5.3 A~2/O+旁流压力式生物滤池组合工艺污染物去除效能研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）基于嵌段共聚物构象设计的共混超滤膜结构调控和性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 膜污染及改进方法 |
| 1.2.1 膜污染 |
| 1.2.2 膜污染的影响因素 |
| 1.2.3 膜污染的防治 |
| 1.3 聚合物膜的改性方法 |
| 1.3.1 表面涂覆改性 |
| 1.3.2 接枝改性 |
| 1.3.3 化学功能化处理 |
| 1.3.4 等离子体处理 |
| 1.3.5 共混改性 |
| 1.4 共聚物化学组成和结构对性能的影响 |
| 第二章 课题的提出及研究内容 |
| 2.1 课题的提出及意义 |
| 2.2 研究思路 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 两亲性嵌段共聚物合成 |
| 2.3.2 嵌段共聚物构型对PES膜渗透性和抗污染性能的影响 |
| 2.3.3 嵌段共聚物组成对PES膜渗透性和抗污染性能的影响 |
| 第三章 嵌段共聚物构型对PES膜抗污染性能影响的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验药品 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 嵌段共聚物的制备和表征 |
| 3.2.3.1 PS-b-PEO和 PS-b-PEO-b-PS的合成 |
| 3.2.3.2 PS-b-PEO和 PS-b-PEO-b-PS的表征 |
| 3.2.4 嵌段共聚物共混膜制备 |
| 3.2.5 膜的微观形貌及化学组成表征 |
| 3.2.6 膜的选择渗透性及抗污染性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 膜微观形貌的表征 |
| 3.3.2 膜整体及表面化学组成分析 |
| 3.3.3 膜表面亲水性及电荷性分析 |
| 3.3.4 膜的选择渗透性能 |
| 3.3.5 膜的截留分子量测试 |
| 3.3.6 膜的抗污染性能测试 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 嵌段共聚物组成对膜抗污染性能影响的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 膜表面及断面形貌的表征 |
| 4.3.2 膜整体及表面化学组成分 |
| 4.3.3 膜表面亲水性及电荷性分析 |
| 4.3.4 膜的选择渗透性能 |
| 4.3.5 膜的截留分子量测试 |
| 4.3.6 膜的抗污染性能测试 |
| 4.4 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 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 发明专利 |
| 学位论文数据集 |
（10）生态浮床植物的筛选与植物-填料复合模式污水净化效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生态浮床技术简介 |
| 1.2.1 生态浮床的基本概念 |
| 1.2.2 生态浮床的主要优点 |
| 1.2.3 生态浮床对污水的净化机理 |
| 1.2.4 影响生态浮床净化效果的因素 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 国内研究进展 |
| 1.3.2 国外研究进展 |
| 1.4 研究主要内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试装置 |
| 2.1.2 供试植物与材料 |
| 2.1.3 供试水体来源及水质 |
| 2.1.4 主要试验试剂 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 样品处理与数据分析方法 |
| 2.3.1 植物处理 |
| 2.3.2 水质处理 |
| 2.3.3 数据分析 |
| 3 浮床植物筛选试验 |
| 3.1 暖季不同浮床植物的筛选研究 |
| 3.1.1 植物的生长情况比较 |
| 3.1.2 对水质的净化效果比较 |
| 3.1.3 浮床植物的生长指标与水质净化率相关性分析 |
| 3.1.4 浮床植物净化率隶属函数分析 |
| 3.2 冷季不同浮床植物的筛选研究 |
| 3.2.1 植物的根系生长情况比较 |
| 3.2.2 对水质的净化效果比较 |
| 3.2.3 浮床植物净化率隶属函数分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究 |
| 4.1 暖季浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究 |
| 4.1.1 植物的根系生长情况比较 |
| 4.1.2 对水质的净化效果比较 |
| 4.2 冷季浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究 |
| 4.2.1 植物的根系生长情况比较 |
| 4.2.2 对水质的净化效果比较 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.1.1 暖季不同浮床植物的筛选研究 |
| 5.1.2 冷季不同浮床植物的筛选研究 |
| 5.1.3 暖季浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究 |
| 5.1.4 冷季浮床植物与填料复合模式对污水的净化效果研究 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
四、水处理技术更上一层楼（论文参考文献）
- [1]水处理技术在污水处理中的意义及应用微探[J]. 孙泉. 冶金管理, 2021(21)
- [2]石墨烯复合气凝胶三维电极的构建及其应用[D]. 胡文奇. 大连理工大学, 2021(01)
- [3]氧化石墨烯（GO）与Zr基MOF材料（UiO-66）对PVDF超滤膜改性及复合膜性能研究[D]. 梁子翰. 北京交通大学, 2021(02)
- [4]聚芳醚砜/羟基磷灰石纳米管复合超滤膜的制备及性能研究[D]. 穆勇峰. 吉林大学, 2021(01)
- [5]膜法水处理工艺在生活污水处理中的应用研究[J]. 辛静,吴琼,杨宸. 工程技术研究, 2021(04)
- [6]河道生态斑块构建及净水效能的研究[D]. 王博宇. 北京林业大学, 2020(02)
- [7]三维电极联合电强化生物技术处理垃圾渗滤液的研究[D]. 张泳真. 南昌大学, 2020(01)
- [8]基于旁流压力式生物滤池强化硝化的A2/O组合工艺脱氮效能研究[D]. 孙葳. 济南大学, 2020(01)
- [9]基于嵌段共聚物构象设计的共混超滤膜结构调控和性能研究[D]. 刘洋. 浙江工业大学, 2020
- [10]生态浮床植物的筛选与植物-填料复合模式污水净化效果研究[D]. 彭蕾. 中南林业科技大学, 2020(02)
标签：超滤膜论文; 生物滤池论文; 城镇污水处理厂污染物排放标准论文; pvdf论文; 环境污染论文;