一、A Simulated Test of Algal Influence of Formation and Deposition of Phosphates（论文文献综述）
黄先玲[1]（2021）在《改性碳基纳米材料对磷酸盐的去除研究》文中研究说明随着工业化发展,磷污染日益严重。采用碳基材料吸附去除水体中的磷操作简单,成本低。但是直接制备出来的碳材料去除效果较差,需要进一步改性。本论文以废弃的糖浆废水作为碳源,分别采用官能团、单金属掺杂和多金属协同的方式,通过简单的一步法分别制备出多氨基碳纳米微球（CNS）、镧掺杂氨基化碳纳米微球（CN-L）和铁镧双金属改性碳纳米微球（CFL）。通过对材料进行SEM、TEM、FT-IR、XPS、XRD、Zeta等表征,探究材料在不同的合成条件、溶液不同p H值、初始磷浓度、反应时间、温度、干扰离子等因素对磷酸盐的吸附性能;通过动力学、颗粒内扩散模型、吸附等温线模型、热力学分析改性纳米碳球对磷酸盐的吸附机理。主要研究结论有:以糖浆废水为碳源,氨水为氨化剂、三乙烯二胺为交联剂制备CNS材料。加入0.4 g/L的CNS通过表面沉积、静电吸引等作用在p H=4.0,25℃时对50 mg/L的KH2PO4溶液吸附40 min,吸附量可达43.97 mg/g,饱和吸附量可达71.07 mg/g。以糖浆废水为碳源,加入氨水改性的同时,加入不同质量的硝酸镧制备了CN-L材料。加入0.4 g/L的CN-L5在p H=4.0,25℃下对100 mg/L的KH2PO4溶液吸附60 min吸附量可达78.47 mg/g,饱和吸附量可达113.73 mg/g。根据FT-IR、XRD表征分析和分子内扩散及动力学分析,CN-L吸附磷酸盐过程中存在表面沉积、静电作用和内球络合作用。以糖浆废水为载体,加入硝酸铁和硝酸镧,制备出一系列不同铁镧比的双金属掺杂纳米碳材料。投入0.4 g/L吸附剂在p H=4.0-10.0,25℃时,对800 mg/L的KH2PO4溶液吸附60 min,吸附量可达500.66 mg/g,饱和吸附量可达693.03mg/g。CFL吸附磷酸盐存在表面沉积、静电作用和内球络合的共同吸附机理。溶液中存在氟离子对该材料吸附磷酸盐的影响最大,经过3次重复实验之后,吸附率保持在80%,具有较好的稳定性能。氨基的功能化有利于碳纳米球通过离子交换、静电作用吸附磷酸盐;铁、镧掺杂进一步发挥镧和磷酸盐的表面沉积和内络合作用、羟基铁和氢氧化铁的协同絮凝作用,三者协同增强磷酸盐去除效果。
张哲[2]（2021）在《以鲢鳙鲴为核心的微宇宙构建及氮磷迁移转化》文中研究说明本研究针对湖泊富营养化引起水生态系统紊乱等问题,在模拟的富营养化水体中,通过鲢鳙鲴联合以及加入大型溞这种浮游动物,进一步完善碎屑生态链与食物网,并以此为核心构建微宇宙。采用同位素标记的方法研究微宇宙中氮素的迁移转化规律,以及研究温度与扰动方式对微宇宙的影响及磷的迁移转化,以期为实际水体生态调控提供参考。主要结论如下:（1）鲴鱼摄食消化微囊藻的机理研究。温度升高会造成鲴鱼肠道消化酶活性的升高,以及芽孢杆菌属（Bacillus）、甲基杆菌属（Methylobacterium）相对丰度增加,以此来提高鲴鱼对微囊藻的摄食消化能力。在摄食消化率最高的30℃组,肠道中蛋白酶活性、淀粉酶活性和纤维素酶活性也达到最高值,甲基杆菌属、芽孢杆菌属相对丰度也分别达到了15.5%与12.6%。（2）微宇宙的建立及氮素的迁移转化研究。微宇宙结构中鲢鳙鲴和大型溞的增加,对水体的调控效果明显,降低了水中营养盐的浓度以及水体微囊藻的密度,还提高了沉积相中鞘鞍醇杆菌属（Novosphingobium）、芽殖杆菌属（Gemmobacter）与假单胞菌属（Pseudomonas）的相对丰度。实验结束时,鲴鲢鱅与大型溞组TN、TP浓度与藻细胞密度达到1.613 mg/L、0.093 mg/L与2.113×106cell/L,都低于其它实验组。微宇宙中氮素的迁移转化途径为:有13.80%的15N以藻类碎屑及鱼类粪便的形式留在沉积相中;26.42%15N通过微生物的氨化作用以15N-NH4+和15N-NO3-形式存在于水相;25.34%15N通过微囊藻吸收以及食物网留在生物相中;36.12%15N会通过微生物作用移出系统。（3）温度与扰动方式对微宇宙的影响。扰动与高温未对微宇宙水体营养盐浓度的降低产生影响,也无法造成微囊藻的不断增殖,但间歇扰动使得微囊藻数量水平高于各组,最终实验结束时,低温间歇扰动组达到6.01×107cell/L,远高于其它组,而高温会进一步降低微囊藻密度。（4）微宇宙中磷素的迁移转化规律。沉积相中的无机磷与有机磷会在厌氧环境和解磷菌的作用下,向水相迁移;水相中的磷会被微囊藻吸收,并通过食物网部分进入生物体内,部分随粪便重新回到沉积相。这降低了沉积相中磷的含量,促进了磷的循环。温度升高会促进磷向水相迁移,持续扰动会使沉积相的磷以颗粒态磷的形式向水相迁移,间歇扰动会造成水相中颗粒态磷迁移回到沉积相并固定下来。
何剑伟[3]（2021）在《有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究》文中研究指明水体富营养化是一种全球性环境问题,过量磷酸盐摄入则是引起此问题的关键因素之一。吸附法除磷因经济效益优、除磷效果好而备受瞩目,膨润土作为一种廉价吸附原材料,在吸附除磷应用研究中常被提及,但粉末膨润土难分离一直是限制其进一步开发应用的重要原因。因此,吸附除磷研究不仅应关注吸附剂除磷效果,更应积极探索良好的吸附剂分离技术,而气浮工艺在粉末吸附剂的分离应用中具有较大优势。本文以羟基铝为柱化剂柱撑膨润土,以三种离子型表面活性剂溴化十六烷基吡啶（CPB）、十二烷基磺酸钠（SDS）、十二烷基二甲基甜菜碱（BS）为修饰剂分别对柱撑膨润土(Al13-Bent)进行有机修饰,制备有机复合羟基铝柱撑膨润土(CPB-Al13-Bent、SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent),利用X射线衍射分析（XRD）、傅里叶红外光谱分析（FTIR）和总有机碳测定（TOC）表征膨润土吸附剂,分析其结构特征,通过吸附实验考察三种膨润土吸附剂对磷酸盐的吸附性能,探究p H值、共存离子等对磷酸盐吸附的影响。最后,通过气浮试验,比较SDS-Al13-Bent与Al13-Bent的气浮应用效果。综合分析CPB、SDS、BS修饰膨润土吸附剂的适用性和发展潜力,为后续同类吸附剂的气浮工艺研究和工程实际应用提供参考。本研究主要结论如下:（1）分别利用CPB、SDS、BS修饰Al13-Bent,制备有机复合羟基铝柱撑膨润土(CPB-Al13-Bent、SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent),对其进行XRDFTIRTOC表征分析。结果表明,Al13-Bent经CPB修饰,层间距变化,0.6CPB-Al13-Bent层间距较Al13-Bent层间距增加0.078 nm,CPB成功插入到膨润土层间。SDS-Al13-Bent、BS-Al13-Bent层间距变化较小,但其FTIR图谱出现新的代表有机长碳链的吸收峰,说明SDS和BS成功与Al13-Bent结合,结合方式以表面疏水键结合为主,TOC表征结果亦可说明上述结论。（2）分别研究CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent的磷酸盐吸附性能。结果显示,CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent吸附磷酸盐的最佳p H值皆为3,吸附反应抗Cl-、NO3-和SO42-离子干扰能力较强。伪二阶动力学和Elovich方程能较好描述整个吸附过程,吸附过程受化学作用影响。同时,CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent对磷酸盐的吸附符合Sips等温模型,其中,10%SDS-Al13-Bent和20%SDS-Al13-Bent的拟合最大吸附量分别为34.47 mg·g-1和29.25 mg·g-1,SDS-Al13-Bent具有较好的磷酸盐吸附性能。（3）CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent和SDS-Al13-Bent吸附磷酸盐的机理主要有配位体交换和静电吸引,CPB和BS复合过程对配位体交换作用产生影响,致使CPB-Al13-Bent、BS-Al13-Bent的磷酸盐吸附性能下降。（4）重点分析SDS-Al13-Bent的气浮应用效果。气浮试验显示,当溶气压力为0.4MPa、回流比为30%时,SDS-Al13-Bent具有最佳的气浮分离效果,气浮处理后,剩余溶液清澈,10%SDS-Al13-Bent和20%SDS-Al13-Bent的平均SS去除率分别为99.78%和99.87%。阴离子表面活性剂SDS修饰不仅能显着改善亲水性粉末吸附剂的气浮分离性能,其对吸附剂固有的磷酸盐吸附性能影响较小,阴离子型有机化合物修饰在膨润土吸附剂气浮应用研究中具有较大潜力。
郝明梅[4]（2021）在《盐度和氮磷对海马齿和冰菜生物学影响及池塘综合种养模式初探》文中研究说明本文开展了两种盐生植物海马齿和冰菜在不同盐度和氮磷浓度下对养殖水体的净化能力以及自身的生长生理和分子生物学响应的研究,并对海水池塘综合立体种养模式进行了探索。通过室内水培实验,探究冰菜和海马齿在盐胁迫下对氮磷吸收能力的差异及自身应对盐胁的耐盐机制,从植株体内氮磷钠钾离子的含量,抗氧化保护酶活性、渗透调节等方面分析海马齿和冰菜对盐胁迫做出的生理响应;利用高通量测序技术对三组盐度下的海马齿进行转录组测序,通过GO和KEGG富集分析,找到与耐盐相关的差异基因和代谢通路。通过模拟不同氮磷浓度的养殖废水,探究海马齿和冰菜持续生长在富营养化水体时对氮磷去除率的差异及生长生理变化。并在室外池塘布置了刺参-扇贝-海马齿（冰菜）的立体种养实验,旨在探究适用于海水池塘的生态型多营养层次综合种养新模式（IMTPA）。为今后海马齿和冰菜在合适盐度的海水环境中最大限度的发挥其净化能力,进一步推动海水农业发展提供理论依据和技术支持。主要研究结果如下:1.不同盐度下海马齿冰菜对水体的净化能力及生长生理响应（1）海马齿0,10,20盐度组植株鲜重无显着差异,30和35盐度组的鲜重显着低于中低盐度组。冰菜在10和0盐度组鲜重没有显着差异,明显高于20和30盐度组,30盐度组冰菜鲜重最低。（2）海马齿茎叶部和根部Na+含量和Na+/K+值随盐度的升高而增加,且茎叶部Na+含量高于根部;随着盐度的升高根部K+含量有不断上升,而茎叶部K+含量不断下降。随着盐度的升高,冰菜Na+含量不断升高,K+含量不断下降。（3）随着盐度的升高,海马齿根部氮含量逐渐升高,茎部氮的含量却随着盐度呈下降的趋势,茎叶部氮含量高于根部。随着盐度的升高,冰菜氮磷含量都逐渐降低。（4）海马齿0盐度组对氮磷的吸收效果最好,且高盐度组的终吸收率明显低于低盐度组。冰菜10盐度组对氨氮和硝氮的吸收效果最好,0盐度组对磷的吸收效果最好,高盐度组的终吸收率明显低于低盐度组。（5）随着盐度的升高海马齿和冰菜过氧化物酶（POD）、过氧化氢酶（CAT）和超氧化物歧化酶（SOD）的活性丙二醛（MDA）含量有上升的趋势。随盐度上升,海马齿和冰菜可溶性糖和脯氨酸（PRO）含量不增加。2.不同氮磷浓度下海马齿冰菜对水体的净化能力及生长生理响应（1）海马齿各组之间RGY和含水量没有显着性差异,N为5 mg/L,P为0.5mg/L时RGY最大,N为0 mg/L,P为0.5 mg/L时RGY最小。冰菜RGY低氮磷浓度组明显高于高氮磷组,含水量各组之间无明显差异。（2）海马齿各组Na+含量无显着差异,低浓度组K+含量要显着低于高浓度组。冰菜在N为50 mg/L,P为5 mg/L的海水中生长的植株Na+含量显着低于其他组;冰菜K+含量随氮磷浓度的上升显着下降。（3）随着氮磷浓度升高,海马齿氮磷含量都有增加的趋势;冰菜植株氮含量增加,磷含量先增加后减少。（4）海马齿在氮浓度为1和5 mg/L的海水中吸收率整体大于在20和50 mg/L海水中生长的海马齿。冰菜在0-6d期间内各组对氨氮的吸收率差异不大,在6-15d低氮磷浓度组吸收率比高浓度组高。冰菜对硝氮的吸收率在硝氮浓度为0.5 mg/L时吸收效果最好。海马齿在P浓度为0.1-0.5 mg/L时对磷酸盐的吸收比P为2-5 mg/L的效果显着。冰菜在实验阶段各浓度组对磷酸盐的吸收率呈波动性变化,没有明显的变化规律。（5）随着氮磷浓度的升高,海马齿过氧化物酶（POD）和超氧化物歧化酶（SOD）活性有先降后升,过氧化氢酶（CAT）活性有上升的的趋势,丙二醛含量呈波动性变化。冰菜POD、CAT和SOD活性随氮磷浓度升高呈现不同的变化趋势,冰菜MDA含量随氮磷浓度升高呈现上升的趋势。海马齿叶片中可溶性糖含量随氮磷浓度的升高有先升后降的趋势,脯氨酸对氮磷浓度的变化不敏感。冰菜叶片中可溶性糖含量随氮磷浓度的升高呈波动性变化,脯氨酸含量先增加后减少。（6）随着氮磷浓度的升高,海马齿的净光合速率和电子传递速率呈波动性变化。冰菜的净光合速率和电子传递速率呈先升后降的趋势。3.不同盐度条件下海马齿的转录组分析海马齿样品的转录组测序最终获得26,717个有注释信息的Unigene,0和10盐度组共获取了92个差异基因,0和35盐度组共获取了2146个DEGs。低盐胁迫下,海马齿应对盐胁迫时并未产生相关的抗逆反应。而在高盐胁迫下,海马齿机体调集大量的基因来应对盐胁迫。通过GO富集,发现差异表达基因主要涵盖了“代谢过程”、“细胞过程”、“有机代谢过程”、“组织过程”等功能小类,分析发现海马齿苯丙素的生物合成途径在响应盐胁迫的过程中发挥重要作用。4.参贝菜养殖模式水质和生长分析（1）滨州无棣扇贝池中氨氮浓度、亚硝氮浓度、总磷浓度均最高;海马齿池塘氨氮和亚硝氮浓度最低,参贝菜池塘总磷浓度最低。海马齿株高、湿重和干重都有了显着的增长。（2）东营养殖基地参贝菜池塘中的氨氮和亚硝氮浓度有了明显的下降,总磷浓度在实验期间内呈现上升的趋势,仅在7天时出现了下降。参贝菜混养模式下的扇贝壳长、壳宽、质量和闭壳肌湿重均有了显着的增长。海马齿湿重和干重有了显着的增长,株高和含水量下降。
王珂珂[5]（2021）在《草鱼（Ctenopharyngodon idellus）和大口黑鲈（Micropterus salmoides）池塘富营养物归趋研究及其垂直流人工湿地治理技术优化》文中研究说明草鱼（Ctenopharyngodon idella）和大口黑鲈（Micropterus salmoides）是我国淡水养殖最具代表性品种,过去几十年中其产量快速增长。草鱼是我国传统的大宗淡水养殖鱼类,其产量已达到550多万吨,占淡水养殖产量的18%左右;大口黑鲈由于生长迅速、肉质鲜美,也已成为我国淡水养殖的主要肉食性鱼类品种,近年来更被誉为“第五大家鱼”,养殖总产量高达40万吨（中国渔业统计年鉴,2020）。目前,草鱼和大口黑鲈以投喂外源性饵料的池塘集约化养殖为主,其养殖过程产生大量残饵、粪便等,对养殖环境和周边水域造成不良影响。同时,由于草鱼和大口黑鲈食性和生理特性不同,其饲料营养成分也具有较大差异。本实验通过分别测定两种不同鱼类尾水特性及其最适基质比例和植物密度构建适合处理不同食性鱼类尾水的人工湿地;为了探究生态基对池塘富营养物的去除能力进行了生态基的原位水体修复实验。主要结论如下:（1）草鱼和大口黑鲈池塘富营养物归趋研究。当前,尾水处理已成为水产养殖业可持续发展的“卡脖子”问题,摸清不同养殖模式富营养物归趋则是处理养殖尾水的前提。本研究通过室内实验,分析了典型植食性鱼类—草鱼和典型肉食性鱼类—大口黑鲈养殖系统的碳（C）、氮（N）、磷（P）归趋,结果显示:草鱼可吸收利用投喂饲料中22.80%的C、50.90%的N和14.34%的P,大口黑鲈吸收利用17.85%的C、30.40%的N和4.87%的P,其余生源要素均排放到养殖环境中。结果表明,养殖草鱼的环境负荷低于大口黑鲈。实验结果可为两种鱼类尾水处理系统设计、优化提供参考。（2）草鱼和大口黑鲈尾水净化基质、植物筛选及配比优化研究。为进一步解决水产养殖尾水排放问题,选取沸石、陶粒、椰壳炭3种基质,鸢尾、金鱼藻、风车草3种植物,分别比较不同组合基质和植物对草鱼和大口黑鲈尾水氮磷的去除效果。实验结果表明,利用沸石、陶粒、椰壳炭组合可较好去除草鱼和大口黑鲈尾水中氮磷营养盐:对草鱼尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P的去除率分别达到了78.86%、90.35%、81.23%、68.72%、85.93%、88.56%,对大口黑鲈尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P的去除率分别达到了69.88%、34.98%、63.12%、41.77%、90.23%、85.13%;利用金鱼藻、鸢尾、风车草组合可较好去除草鱼和大口黑鲈尾水中氮磷营养盐:对草鱼尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P的去除率分别达到了75.81%、89.12%、90.11%、66.75%、82.33%、70.97%,大口黑鲈尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P的去除率分别达到了68.33%、34.59%、63.91%、42.15%、85.39%、89.18%。综合考虑经济成本,草鱼尾水净化基质的最佳配比为沸石:陶粒:椰壳炭=1:1:2,大口黑鲈尾水净化基质的最佳配比为沸石:陶粒:椰壳炭=2:1:1;草鱼尾水净化植物的最佳种植密度为金鱼藻5.2 kg/m2,鸢尾9.75kg/m2,风车草8 kg/m2,大口黑鲈尾水净化植物的最佳种植密度为金鱼藻5.2 kg/m2,鸢尾9.75kg/m2,风车草4kg/m2。（3）水力停留时间对草鱼和大口黑鲈尾水垂直流人工湿地治理效果的影响研究。实验结果表明,当水力停留时间为16 h时,人工湿地对草鱼养殖尾水氮磷营养盐的去除率最高,尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P的去除率分别达到了49.38%、35.12%、28.33%、36.19%、25.67%、29.18%,当水力停留时间为24 h时,人工湿地对大口黑鲈养殖尾水氮磷营养盐的去除率最高,尾水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、TN、TP、PO43--P分别达到了31.56%、45.17%、43.91%、33.95%、37.65%、43.28%;在水力停留时间为32 h时,草鱼尾水中Cr、As、Cd、Hg、Pb、Cu、Zn的去除率分别达到了63.42%、40.14%、79.56%、62.33%、85.57%、72.36%、90.92%;当水力停留时间为16 h时,人工湿地对大口黑鲈养殖尾水中重金属的去除率最高,大口黑鲈尾水中Cr、As、Cd、Hg、Pb、Cu、Zn的去除率分别达到了53.46%、45.93%、66.73%、68.21%、82.36%、71.43%、77.86%。（4）生态基对大口黑鲈养殖池塘氮、磷累积的影响。为了研究生态基对大口黑鲈养殖池塘氮,磷累积的影响,对大口黑鲈进行了6个月的室外池塘养殖试验。养殖期间不同时间段内分别对养殖水体亚硝态氮（NO2--N）、硝态氮（NO3--N）、铵态氮（NH4+-N）、磷酸盐(PO43--P)、总氮（TN）、总磷（TP）、总有机碳（TOC）含量以及养殖池塘底泥的TN、TP、TOC含量进行了测定。结果显示:养殖水体氮相关指标中,生态基处理组TN、NO3--N、NH4+-N含量极显着低于对照组,N累积显着低于对照组;生态基处理组TP含量极显着低于对照组,水体P累积显着低于对照组。池塘底泥中碳、氮、磷相关指标中,生态基处理组池塘底泥TOC、TN、TP含量与对照组无显着差异。实验结果表明,挂设生态基对降低大口黑鲈养殖池塘水体氮、磷含量有显着效果。
于宛迪[6]（2021）在《紫淇河优势植物对水体中氮、磷净化能力的研究》文中研究说明紫淇河流经淅川县马镫镇注入丹江口库区水体,马镫镇生活污水和紫淇河流域内农田面源污染物由该河道汇集进入丹江口水库。经过对马镫镇至库区入水口约3 km河道内水质调查发现,由上游至下游水体内氮、磷污染物含量越来越低,证明紫淇河具有较强的水质自净化能力。据调查紫淇河水流缓慢,较少与其他水体进行物质交换,说明紫淇河水域的水生和湿生植物具有较强的生态修复功能。经过对紫淇河水域水生和湿生植物调查研究,选取了13种优势水生及湿生植物种:空心莲子草（Alternanthera philoxeroides）、凤眼莲（Eichhornia crassipes）、双穗雀稗（Paspalum paspaloides）、香蒲（Typha orientalis Presl orientalis）、菹草（Potamogeton crispus）、薄荷（Mentha haplocalyx Briq）、地笋（Lycopus lucidus）、茴茴蒜（Ranunculus chinensis）、石龙芮（Ranunculus sceleratus）、菖蒲（Acorus calamus）、水苦荬（Veronica undulata Wall）、泽泻（Alisma plantago-aquatica）、蓼（Polygonum hydropiper）,对其去除水体内的氮、磷污染物能力进行了研究。结果显示,对总氮的去除能力依次为:菹草>香蒲>凤眼莲>双穗雀稗>空心莲子草>地笋>薄荷;对总磷的去除率最高为薄荷、香蒲,最低为菹草、空心莲子草;对氨氮的平均去除率为:凤眼莲>香蒲>双穗雀稗>地笋>菹草>空心莲子草>薄荷;对磷酸盐的平均去除率为:地笋>香蒲>双穗雀稗>薄荷>空心莲子草>菹草>凤眼莲,对COD的平均去除率为:香蒲>地笋>薄荷>菹草>凤眼莲>空心莲子草>双穗雀稗。上述试验过程是在夏季完成。春季紫淇河水域植物生长茂盛,新陈代谢旺盛,选取紫淇河春季优势水生及湿生植物:香蒲、空心莲子草、地笋及组合地笋+菖蒲+空心莲子草、石龙芮+泽泻、石龙芮+水苦荬、蓼+空心莲子草、泽泻+蓼、茴茴蒜+泽泻,对其对氮、磷等指标的降解能力进行了研究。结果显示,香蒲、空心莲子草和地笋三者的总氮、氨氮去除率均远超其在夏季的去除率,而总磷、COD的去除率则小于夏季。春季试验结果显示,对总氮去除能力最强的植物是地笋,组合是地笋+菖蒲+空心莲子草,对总磷去除能力最强的植物是空心莲子草,组合是地笋+菖蒲+空心莲子草,对COD去除能力最强的植物是茴茴蒜,组合是蓼+空心莲子草,氨氮去除能力最强的植物是蓼,组合是泽泻+蓼。本研究发现,夏季紫淇河优势水生植物中,菹草、香蒲的去氮效果较好;薄荷、香蒲对总磷的净化效果最优;地笋、香蒲净化氨氮效果最好;凤眼莲、香蒲对磷酸盐的去除率最高;COD平均去除率最高的是香蒲和地笋。春季植物中对氮、磷去除效果最好的植物及组合是地笋+菖蒲+空心莲子草、空心莲子草、香蒲、石龙芮,其中地笋+菖蒲+空心莲子草为水生植物组合试验最优组合。空心莲子草、香蒲、地笋在春夏均有良好的净化效果,可以搭配其他水生植物进行水质净化,以满足季节交替时水质净化的需求。本试验通过监测优势水生植物群落及组合对水中氮、磷的去除作用,筛选出水质净化最优植物及组合,为构建丹江口库区水生及湿地植物的水质净化生态系统提供理论基础。
江守沛[7]（2021）在《镁修饰碳纳米管吸附污水中磷的研究》文中进行了进一步梳理地球上的磷矿资源正面临着枯竭,而每年有大量的磷随污水排入环境中,导致水体富营养化。从污水中回收磷能够同时解决环境污染与磷资源短缺的困境。吸附技术因具有耗能少、操作简单等优点,在磷资源回收方面备受关注。本文制备了Mg修饰的多壁碳纳米管（MWCNTs）新型吸附剂吸附回收污水中的磷酸盐。首先采用共混-煅烧的方法制备了Mg修饰MWCNTs吸附剂（Mg@CNT）。选择Mg与MWCNTs质量比为0.48作为Mg@CNT的最佳制备比例。Langmuir等温模型和准二级动力学模型拟合吸附结果较好,证明Mg@CNT对磷酸盐的吸附为单分子层化学吸附,实验最大吸附容量为195 mg P/g。磷酸盐的吸附量随着溶液初始pH值的升高而降低,几种常见的共存离子如Cl-、NO3-和腐植酸（HA）对磷酸盐的吸附量没有明显影响,而溶液中SO42-与CO32-的存在导致磷酸盐吸附量下降13.2%、39.8%。场发射扫描电子显微镜（FESEM）、傅里叶红外光谱（FT-IR）、X射线衍射仪（XRD）、比表面积及孔径分析仪（BET）等表征结果显示,Mg@CNT的比表面积为139 m2/g,横向直径500 nm的Mg O纳米片沉积在MWCNTs表面,在磷酸盐吸附过程中发挥主要作用,生成Mg3（PO4）2·10H2O作为吸附最终产物,主要作用机理为静电吸引与配位交换。五次吸附-解吸循环后Mg@CNT仍保持了80%以上的初始吸附量,平均89%吸附的磷酸盐能够被解吸回收。在Mg@CNT的基础上,通过预调MgCl2溶液pH值,利用Mg（OH）2作为前体物质的方法制备了改进吸附剂Mg@CNT-S。吸附过程依然符合Langmuir等温吸附模型和准二级动力学模型,证明Mg@CNT-S对磷酸盐的吸附过程仍为单分子层化学吸附,最大实验吸附容量为202 mg P/g。Mg@CNT-S相比Mg@CNT对磷酸盐的吸附速率提高了2.2倍,吸附量和去除率也有显着提升,场发射透射电子显微镜（TEM）、FESEM、XRD的表征结果显示Mg@CNT-S表面存在直径小于200 nm的Mg O纳米片,X射线光电子能谱仪（XPS）与FT-IR的表征结果表明吸附的最终产物依然为Mg3（PO4）2。三次吸附-解吸循环后Mg@CNT-S的吸附量为首次吸附时的73%,94%吸附的磷酸盐能够被解吸回收。实验结果表明制备的Mg修饰MWCNTs吸附剂对磷酸盐有着高吸附量,吸附的磷酸盐能够得到很大程度的回收,且经过解吸再生后仍能保持较高的吸附量,证明吸附剂在磷酸盐回收方面具有很大的应用潜力。
张迪[8]（2021）在《基于聚多巴胺纳米材料的选择性荧光/比率荧光磷酸盐分析研究》文中指出在天然水体中,当水体中磷含量过高（如高于0.2 mg/L）,可引起藻类的大量繁殖,会大量消耗溶解氧水平。当藻类数量上达到有害程度（称为富营养化）时,会导致植被和水生生物的腐烂和死亡,进而使水质不断恶化。水体中的磷的检测对于各国环境科学界来说,都是要不断研究探索的重要课题。强度型荧光探针和比率型荧光探针正日益成为水质监测和相关水资源管理决策的重要工具。荧光纳米粒子合成方法简单,具有可重复性以及较高的生物相容性,已经成为强度型荧光探针和比率型荧光探针制备的常用材料之一。因此利用时下研究较多的纳米材料聚多巴胺纳米颗粒PDA NPs,设计了两种荧光探针:荧光PDA NPs和这荧光PDA NPs/叶绿素,实现了对焦磷酸盐（PPi）和磷酸盐（Pi）的识别及其含量的检测。主要内容如下:（1）采用简单的碱性氧化在室温条件下合成了荧光性能优异的荧光聚多巴纳米颗粒。分别使用TEM、DLS、FTIR等方法对PDA NPs的结构进行了表征,并分别探讨了不同激发波长、不同氧化条件、不同氧化时间以及不同p H等条件下对聚多巴胺纳米颗粒荧光的影响,以确定合成荧光PDA NPs的最佳条件,从而使其表现最优异的荧光性能。此外为了探究荧光PDA NPs对金属离子的灵敏度,研究了荧光PDA NPs对不同金属离子的荧光响应,其中Fe3+和Cu2+对荧光PDA NPs的响应尤为突出,荧光猝灭率达到82%和78%。因此利用荧光PDA NPs对Fe3+和Cu2+的敏感性,进一步开展后续研究。（2）利用Cu2+离子对PDA NPs荧光的猝灭作用,以及Cu2+离子与PPi的强络合能力,建立了一个可以检测Cu2+离子的“关闭”型荧光探针和特异性检测PPi的“开启”型荧光探针。首先,Cu2+离子与荧光PDA NPs表面邻苯二酚官能团有较强的亲和力,从而PDA NPs荧光被猝灭。接着,Cu2+离子与PPi发生反应,Cu2+离子不再与荧光PDA NPs表面邻苯二酚结合,促使溶液荧光恢复。我们通过计算PPi浓度在0～300μM范围内与荧光强度具有良好的线性关系其线性相关系数为R2=0.996,计算得到检测限（LOD）为4.55μM。此外,在干扰离子的实验中,PDA NPs-Cu2+复合体系对于PPi的检测具有一定的选择性。基于此,我们利用该聚多巴胺纳米颗粒的荧光信号的变化成功检测了PPi的浓度。与此同时,将该强度型荧光探针可用于检测环境水体中的PPi,其操作简单,成本低,没有复杂的合成和检测过程。（3）利用Fe3+离子对PDA NPs和叶绿素的荧光猝灭作用,提出了一种新颖的比率荧光分析策略。基于荧光PDA NPs和叶绿素,构建了具有双发射功能的荧光PDA NPs/叶绿素复合探针。该探针在495 nm和680 nm处具有良好的荧光发射性能,从而建立了一个可以检测Fe3+离子的“绿变红”型荧光探针和特异性检测Pi的“红变绿”型比率荧光探针。该探针与Pi在0～260μM浓度范围内具有良好的线性关系,相关系数R2=0.991,最低检测限（LOD）为1.25μM。在干扰离子的实验中,PDA NPs/叶绿素-Fe3+复合体系对于Pi的检测具有一定的选择性。与此同时,将该比率型荧光探针检测真实水样中的Pi时,其紫外灯下的颜色演化具有优异的视觉效果。与前文强度型荧光探针检测的方法相比,该比率型荧光探针方法不易受外界影响,具有较高的灵敏度,且该复合体系利用桂花叶提取叶绿素简单快捷,成本低廉。图[38]表[8]参[94]
张松[9]（2020）在《多孔生态混凝土基生态系统对模拟农田尾水净化效能及机制研究》文中进行了进一步梳理我国是一个农业大国,每年的化肥施用量远超过国际平均水平,且化肥利用率相对低下,未利用的营养物质通过降雨和农田径流流入受纳水体,是导致受纳水体富营养化的一个主要原因。传统的土质沟渠虽对污染物质有一定的去除作用,但是易受降雨侵蚀出现坍塌,导致营养物质再次进入沟渠系统,硬质混凝土沟渠抗水力侵蚀能力较强,但难以生长植物、富集微生物,水质净化能力有限。本研究创造性提出将新型多孔生态混凝土作为农田排水沟渠的护砌材料的构想,在保证沟渠结构稳定性的同时,可种植水生植物、附着微生物,为生态沟渠构建提供一种新的技术路线。自行试制生态混凝土材料,采用小试装置构建生态混凝土基生态系统,分别在静态、动态试验条件下考察了该系统对模拟农田尾水中的有机物、氮磷等污染物的去除效能,分析其去除机制,为多孔生态混凝土在农田生态沟渠中的进一步应用奠定基础。基于试验结果,得出以下主要结论:（1）以砾石为主要材料,试制了一种生态混凝土材料,基于试验分析得出其孔隙率在20%～35%之间,渗透速率约为0.214m/s,满足植物生长要求,其抗压强度大于10Mpa。（2）静态试验研究了水深（10cm、20cm、30cm）对生态混凝土基生态系统（种植植物:菖蒲、茭白、水芹菜）的污染物去除效果的影响,结果表明:较小水深有利于去除效能的提升,本试验得出的最佳水深为10cm;在该水深条件下,进一步分析了生态混凝土基生态系统（种植植物:菖蒲、茭白、水芹菜、空心菜、黑麦草）对TN、TP、CODMn的去除效能与机制,得出该条件下,系统对3种污染物的去除率可分别达到32.54%～81.93%、90.1%～99%、65%～92%;填充多孔生态混凝土基质可明显提升几种污染物的去除效能,种植水生植物对TN的去除效果有显着提高;水菖蒲、空心菜、黑麦草（冬季）为较适宜植物。（3）动态试验考察了不同停留时间（1h,2.5h,10h）及不同水深（10cm、20cm、30cm）条件下,生态混凝土基生态系统（种植植物:菖蒲、茭白、水芹菜、空心菜、黑麦草）对各污染物的去除效能,结果表明:随着停留时间的延长,各污染物去除效果有显着提升,而水深的增加则不利于各污染物的去除。本试验中,在最长停留时间（10h）及最佳水深（10cm）下,系统对TN、TP、CODMn的去除率分别为25.81%～35.38%、62.19%～70.77%、6.96%～19.06%。总体上,种植菖蒲和空心菜系统对各污染物的去除效果相对较优。（4）通过对比无植物及种植植物的生态混凝土基生态系统的氮素形态转化,分析系统对TN的去除机制,结果表明,生物硝化、反硝化可能对TN的去除起到重要作用,种植植物可强化TN去除效果。利用耗竭法对水菖蒲、空心菜、水芹、茭白、黑麦草五种植物氮素的吸收动力学进行研究,结果表明五种植物种类对NH4+-N的最大吸收速率Imax依次为745.96μg/（g·h）、720.71μg/（g·h）、321.02μg/（g·h）、606.76μg/（g·h）、300.17μg/（g·h）,亲和力常数Km依次为12.2837mg/L、7.5390 mg/L、11.4732 mg/L、12.7114 mg/L、12.8871 mg/L,对NO3--N的最大吸收速率Imax依次为878.54μg/（g·h）、850.10μg/（g·h）、718.11μg/（g·h）、173.95μg/（g·h）、304.12μg/（g·h）,亲和力常数Km依次为9.9739 mg/L、8.3007 mg/L、9.7615 mg/L、9.6260 mg/L、10.7021 mg/L。（5）通过对植物体全磷含量检测计算得出植物对模拟农田尾水中TP的贡献率只有10.96%～38.76%,化学除磷可能对系统磷酸盐的去除起到重要作用;植物在长期运行的生态混凝土基生态系统中磷素循环中的作用仍有待深入研究。（6）通过对空白对照组、无植物生态混凝土基生态系统和生态混凝土基生态系统内微生物检测,对比分析,以生态混凝土为基质的生态系统微生物多样性更为丰富,功能基因含量有明显增加,除Proteobacteria外,其它菌门相对丰度有不同程度增长,菌门相对丰度更为分散。在生态混凝土表面检测到了多种具有氨氧化、硝化、反硝化及有机物降解的功能菌群,如Bacteroidetes、Acidovorax、Rhodobacter、Hydrogenophaga、Dechloromonas、Firmicutes及Chloroflexi等。
马源甫[10]（2020）在《磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的制备与性能研究》文中研究指明磷是自然水体中主要的营养元素,磷含量超过一定浓度范围会引发富营养化,所以有效的降低磷浓度是急需解决的问题。外部的磷进入自然水体与泥沙一起沉降到水体底部形成沉积物,最终成为磷的内汇。环境条件变化,沉积物中的磷会不断的向上覆水体释放,成为内部污染源。大多数自然水体一年中至少经历一次这样的源—汇转换。传统的污水处理工艺只是降低了上覆水体的磷浓度,不能有效的阻断沉积物中磷再次向上覆水体释放。传统的除磷技术没有办法打破自然水体中磷的源—汇转换,水体依然会出现富营养化现象。此外,这些技术没有将水体中磷元素分离与回收利用、优化磷循环系统结构作为最终目的。因此,本文制备了一种对自然水体中的磷酸根有优异去除效率以及具备良好磁性能的磁性复合有机高分子磷酸根去除剂。本论文设计三因素三水平正交实验探究制备磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的最佳实验条件,研究反应时间、反应温度和金属盐加入量对合成的除磷剂除磷效率的影响。结果表明,在反应时间为4 h、反应温度为65℃以及金属盐的加入量为12.96 mmol的合成条件下,制备出的磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的除磷效率达到了90.07%。接着,在此最佳制备条件下,通过改变加入的金属离子种类制备出九种不同类型的磁性复合有机高分子磷酸根去除剂。比较九种除磷剂的除磷效率,筛选出最佳除磷剂类型为La3+/poly（acrylamide-co-acryloyloxyethylthimethylammoniumchloride）/Fe3O4[La3+/CPAM/Fe3O4]。为了考察磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的形貌特征、元素和化学键组合以及磁响应性,对除磷剂进行表征实验。结果表明,通过透射电镜分析,成功合成出的磁性复合有机高分子磷酸根去除剂,是具有球形的核-壳结构,粒径是15-40 nm;X射线光电子能谱分析结果显示,在结合能（BE）为132.9 e V处出现P 2p峰,说明能够分离磷酸盐;傅里叶变换红外谱图结果表明,波长540 cm-1处新O-P-O弯曲振动峰,说明成功结合磷酸盐;振动样品磁强计表明,该除磷剂具有良好的磁响应性,能够有效的将产生的磁性不溶物分离出自然水体。进一步研究了磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的除磷性能,考察不同实验条件下除磷效率所受的影响。结果表明,在施加外磁场的作用下,磁性复合有机高分子磷酸根去除剂对pH有较强的依赖性,pH升高除磷效率也升高,pH为11时,除磷效率达到100%。此外,在竞争性阴离子Cl-,HCO3-,SO42-和NO3-存在的情况下,除磷剂对磷酸盐有较高的去除率。这一结果表明,该除磷剂对自然水体中的磷酸盐有较好的亲和力。此外,当除磷剂的加入量为3.75 g·L-1时,磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的除磷效率达到最大。在初始磷酸盐浓度为50 mg·L-1,体系pH为7的条件下,该除磷剂加入量为3.75 g·L-1时,对磷酸盐有较高的去除率能达到90.07%。
二、A Simulated Test of Algal Influence of Formation and Deposition of Phosphates（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、A Simulated Test of Algal Influence of Formation and Deposition of Phosphates（论文提纲范文）
（1）改性碳基纳米材料对磷酸盐的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水中磷的来源及污染现状 |
| 1.2 常见的除磷方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.3 吸附法除磷的研究进展 |
| 1.3.1 碳基材料 |
| 1.3.2 硅基材料 |
| 1.3.3 金属氧化物和氢氧化物 |
| 1.3.4 金属有机框架(MOFs) |
| 1.3.5 高分子材料 |
| 1.4 生物质炭及其改性 |
| 1.4.1 基于磷酸盐酸碱性对生物质炭的改性 |
| 1.4.1.1 基于氢键对生物质炭改性 |
| 1.4.1.2 生物质炭氨基功能化 |
| 1.4.2 基于金属络合能力对生物质炭改性 |
| 1.4.2.1 单金属氧化物或氢氧化物改性的复合材料 |
| 1.4.2.2 混合金属氧化物或氢氧化物对生物碳改性复合材料 |
| 1.5 本文研究意义和内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 吸附剂的表征 |
| 2.2.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.2 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.2.3 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.4 X光电子能谱(XPS) |
| 2.2.5 傅里叶变换红外分析(FT-IR) |
| 2.2.6 比表面积和孔径结构分析(BET) |
| 2.2.7 Zeta电位分析 |
| 2.3 吸附除磷实验 |
| 2.3.1 储备液的配置 |
| 2.3.2 不同吸附剂实验 |
| 2.3.3 吸附等温线实验 |
| 2.3.4 吸附动力学实验 |
| 2.3.5 溶液pH值影响实验 |
| 2.3.6 不同吸附温度的影响 |
| 2.3.7 共存离子影响实验 |
| 2.3.8 重复利用率实验 |
| 2.4 吸附实验相关公式 |
| 2.4.1 磷的相关去除率及吸附量公式 |
| 2.4.2 数据拟合模型 |
| 2.4.2.1 吸附等温线拟合模型 |
| 2.4.2.2 吸附动力学模型 |
| 2.4.2.3 颗粒内扩散模型 |
| 2.4.2.4 吸附热力学模型 |
| 参考文献 |
| 第三章 多氨基功能化生物质炭对磷酸盐的去除研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 氨基功能化碳纳米微球的制备 |
| 3.2.2 吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CNS_n纳米球的表征 |
| 3.3.1.1 SEM分析 |
| 3.3.1.2 XRD分析 |
| 3.3.1.3 FT-IR分析 |
| 3.3.1.4 Zeta电位分析 |
| 3.3.1.5 XPS分析 |
| 3.3.1.6 BET分析 |
| 3.3.2 吸附实验 |
| 3.3.3.1 不同条件下CNS吸附磷酸盐性能的影响 |
| 3.3.2.2 pH值对CNS_2吸附磷酸盐性能的影响 |
| 3.3.2.3 颗粒内扩散及吸附动力学分析 |
| 3.3.3.4 吸附等温线分析 |
| 3.3.2.5 热力学分析 |
| 3.3.2.6 干扰离子对CNS_2吸附磷酸盐性能的影响 |
| 3.3.2.7 重复利用率实验 |
| 3.3.3 吸附机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 镧掺杂氨基化复合碳材料对磷酸盐的去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料的制备 |
| 4.2.2 吸附实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CN-L纳米球的表征 |
| 4.3.1.1 SEM和TEM分析 |
| 4.3.1.2 XRD分析 |
| 4.3.1.3 FT-IR分析 |
| 4.3.1.4 Zeta电位分析 |
| 4.3.1.5 XPS分析 |
| 4.3.1.6 BET分析 |
| 4.3.2 吸附实验 |
| 4.3.2.1 不同镧含量下CN-L吸附磷酸盐性能的影响 |
| 4.3.2.2 pH值对CN-L5 吸附磷酸盐性能的影响 |
| 4.3.2.3 颗粒内扩散及动力学分析 |
| 4.3.2.4 吸附等温线分析 |
| 4.3.2.5 热力学分析 |
| 4.3.2.6 干扰离子对CN-L吸附磷酸盐性能的影响 |
| 4.3.2.7 重复利用率实验 |
| 4.3.3 吸附机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 生物质炭负载铁镧对磷酸盐的去除 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 材料的制备 |
| 5.2.2 吸附实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CFL-m/n纳米球的表征 |
| 5.3.1.1 SEM和 TEM分析 |
| 5.3.1.2 BET分析 |
| 5.3.1.3 XRD分析 |
| 5.3.1.4 FT-IR分析 |
| 5.3.1.5 XPS分析 |
| 5.3.1.6 Zeta电位分析 |
| 5.3.2 吸附实验 |
| 5.3.2.1 不同铁镧含量下CFL吸附磷酸盐性能的影响 |
| 5.3.2.2 pH值对CFL-5/2吸附磷酸盐性能的影响 |
| 5.3.2.3 颗粒内扩散及动力学分析 |
| 5.3.2.4 吸附等温线分析 |
| 5.3.2.5 热力学分析 |
| 5.3.2.6 干扰离子对CFL-5/2吸附磷酸盐性能的影响 |
| 5.3.2.7 重复利用率实验 |
| 5.3.3 吸附机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间参与的科研项目和主要成果 |
（2）以鲢鳙鲴为核心的微宇宙构建及氮磷迁移转化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 经典生物操纵 |
| 1.2.2 非经典生物操纵 |
| 1.2.3 微宇宙系统 |
| 1.2.4 稳定同位素技术与氮的迁移转化 |
| 1.2.5 磷的迁移转化 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 鲢、鳙鱼 |
| 2.1.2 细鳞斜颌鲴 |
| 2.1.3 62Dm大型溞 |
| 2.1.4 铜绿微囊藻 |
| 2.1.5 实验药剂 |
| 2.2 实验装置与仪器 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 实验主要测试方法 |
| 2.3.1 常见水质理化指标 |
| 2.3.2 藻细胞密度 |
| 2.3.3 摄食消化率与肠道消化酶 |
| 2.3.4 同位素处理检测 |
| 2.3.5 微生物群落检测 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 第三章 鲴鱼摄食消化微囊藻的机理研究 |
| 3.1 实验设计 |
| 3.2 温度对摄食率、消化率和消化酶活性的影响 |
| 3.3 鲴鱼肠道微生物群落研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微宇宙的构建及氮素的迁移转化 |
| 4.1 微宇宙的构建 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.3 各组水质与藻类研究 |
| 4.4 沉积相微生物群落研究 |
| 4.4.1 样品采集与检测 |
| 4.4.2 多样性与差异性研究 |
| 4.4.3 微生物群落研究 |
| 4.5 氮素的迁移转化研究 |
| 4.5.1 水相、生物相和沉积相~(15)N同位素含量变化研究 |
| 4.5.2 微宇宙中各相~(15)N同位素储存量变化研究 |
| 4.5.3 氮素迁移转化规律 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 不同温度与扰动方式对微宇宙的影响及磷的迁移转化 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.1.1 实验条件设置 |
| 5.1.2 沉积相磷形态提取 |
| 5.2 各微宇宙实验组水质与藻类变化研究 |
| 5.3 各实验组水相中磷与沉积相总磷的变化研究 |
| 5.3.1 水相中磷研究 |
| 5.3.2 沉积相中的总磷研究 |
| 5.4 各组沉积相中磷形态和含量的变化研究 |
| 5.4.1 沉积相中各形态无机磷 |
| 5.4.2 沉积相中各形态有机磷 |
| 5.5 沉积相微生物研究 |
| 5.5.1 磷相关菌属群落变化研究 |
| 5.5.2 微生物菌属与不同磷形态变化相关性研究 |
| 5.6 磷素迁移转化规律 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 不足与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化概述 |
| 1.1.2 水体富营养化危害 |
| 1.1.3 磷与水体富营养化 |
| 1.2 除磷技术 |
| 1.2.1 生物除磷法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.3 膨润土 |
| 1.3.1 理化性质 |
| 1.3.2 膨润土改性方法 |
| 1.3.3 膨润土在水处理中的应用 |
| 1.4 吸附剂回收技术 |
| 1.4.1 磁分离技术 |
| 1.4.2 沉降分离 |
| 1.4.3 气浮分离 |
| 1.5 课题研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 有机复合羟基铝柱撑膨润土的制备及表征分析 |
| 2.1 实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 吸附材料的制备及表征 |
| 2.2.1 制备方法 |
| 2.2.2 材料表征 |
| 2.3 表征分析 |
| 2.3.1 X射线衍射分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱分析 |
| 2.3.3 总有机碳分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 有机复合羟基铝柱撑膨润土磷酸盐吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 主要试剂与仪器 |
| 3.2.1 主要试剂及材料 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 吸附动力学实验 |
| 3.3.2 吸附等温线实验 |
| 3.3.3 吸附热力学实验 |
| 3.3.4 单因素影响实验 |
| 3.4 磷酸盐吸附结果分析 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线 |
| 3.4.3 吸附热力学 |
| 3.4.4 单因素的影响 |
| 3.4.5 吸附性能及机理讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 有机复合羟基铝柱撑膨润土气浮应用效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 主要仪器 |
| 4.2.2 气浮装置及工作原理简介 |
| 4.2.3 气浮试验 |
| 4.3 气浮应用效果分析 |
| 4.3.1 溶气压力对气浮效果的影响 |
| 4.3.2 回流比对气浮效果的影响 |
| 4.3.3 SDS-Al_(13)-Bent气浮效果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（4）盐度和氮磷对海马齿和冰菜生物学影响及池塘综合种养模式初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1.海马齿和冰菜生物学概述 |
| 2.水生植物对养殖水体的修复作用 |
| 3.盐生植物耐盐机制 |
| 4.盐胁迫下转录组学研究进展 |
| 5.研究的主要目的及意义 |
| 第一章 盐度对海马齿和冰菜生理生化及营养盐吸收的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂及仪器 |
| 1.2 实验设计及海马齿冰菜水培条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海马齿和冰菜水培条件 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 水质理化测定 |
| 1.3.2 海马齿和冰菜中氮磷含量测定 |
| 1.3.3 海马齿和冰菜中钠、钾含量测定 |
| 1.3.4 海马齿和冰菜中抗氧化酶活性及氧化产物的测定 |
| 1.3.5 海马齿和冰菜中脯氨酸含量的测定 |
| 1.3.6 海马齿冰菜中可溶性糖含量的测定 |
| 1.3.7 含水量的测定 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐度对海马齿和冰菜生长的影响 |
| 2.2 盐度对海马齿、冰菜中钠和钾含量的影响 |
| 2.3 盐度对海马齿和冰菜营养盐吸收的影响 |
| 2.3.1 不同盐度下海马齿、冰菜对氨氮的吸收 |
| 2.3.2 不同盐度下海马齿、冰菜对硝酸盐氮的吸收 |
| 2.3.3 不同盐度下海马齿、冰菜对磷酸盐的吸收 |
| 2.4 盐度对海马齿、冰菜氮磷含量的影响 |
| 2.5 盐度与海马齿冰菜生长生理变化的相关性 |
| 2.6 海马齿和冰菜抗氧化途径和渗透调节过程对盐胁迫的响应 |
| 2.6.1 抗氧化途径对盐胁迫的响应 |
| 2.6.2 渗透调节过程对盐胁迫的响应 |
| 3 讨论 |
| 3.1 盐度对海马齿、冰菜生长的影响 |
| 3.2 盐度对海马齿、冰菜钠钾含量的影响 |
| 3.3 盐度对海马齿、冰菜吸收营养盐的影响 |
| 3.4 盐度对海马齿、冰菜氮磷含量的影响 |
| 3.5 海马齿、冰菜氧化-抗氧化系统和渗透调节过程对盐胁迫的响应 |
| 3.5.1 氧化-抗氧化系统对盐胁迫的响应 |
| 3.5.2 渗透调节过程对盐胁迫的响应 |
| 第二章 氮磷浓度对海马齿和冰菜生理生化、光合作用及净化水质的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 1.1 试剂及仪器 |
| 1.2 实验设计及水培条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海马齿冰菜水培条件 |
| 1.3 实验方法 |
| 2.结果与分析 |
| 2.1 氮磷浓度对海马齿、冰菜生长的影响 |
| 2.2 氮磷浓度对海马齿、冰菜钠钾含量的影响 |
| 2.3 氮磷浓度对海马齿、冰菜氮磷含量的影响 |
| 2.4 氮磷浓度对海马齿、冰菜吸收营养盐的影响 |
| 2.4.1 对氨氮吸收的影响 |
| 2.4.2 对硝酸盐氮吸收的影响 |
| 2.4.3 对磷酸盐吸收的影响 |
| 2.5 氮磷浓度与海马齿冰菜生长生理变化的相关性 |
| 2.6 氮磷浓度对海马齿冰菜抗氧化途径和渗透调节过程的影响 |
| 2.6.1 对抗氧化途径的影响 |
| 2.6.2 对渗透调节过程的影响 |
| 2.7 对光合作用的影响 |
| 3.讨论 |
| 3.1 氮磷浓度对海马齿、冰菜生长的影响 |
| 3.2 氮磷浓度对海马齿、冰菜钠和钾含量的影响 |
| 3.3 氮磷浓度对海马齿、冰菜氮和磷含量的影响 |
| 3.4 氮磷浓度对海马齿、冰菜吸收营养盐的影响 |
| 3.5 盐胁迫下氮磷浓度对海马齿、冰菜氧化-抗氧化系统和渗透调节过程的影响 |
| 3.6 盐胁迫下氮磷浓度对海马齿、冰菜光合作用的影响 |
| 第三章 不同盐度下海马齿的转录组分析 |
| 1.材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验设计 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 海马齿叶片RNA的提取及测序 |
| 2.实验结果 |
| 2.1 测序数据及其质量控制结果 |
| 2.2 Unigene注释 |
| 2.3 样品基因表达量总体分布 |
| 2.4 DEGs的筛选比较与注释分析 |
| 2.4.1 DEGs比较 |
| 2.4.2 差异基因火山图分析 |
| 2.4.3 差异表达基因聚类分析 |
| 2.4.4 差异基因GO富集分析 |
| 2.4.5 差异基因COG富集分析 |
| 2.4.6 差异基因KEGG富集分析 |
| 2.4.7 差异表达基因KEGG通路富集分析 |
| 3.讨论 |
| 第四章 池塘参贝菜综合养殖模式初探 |
| 1.材料与方法 |
| 1.1 仪器 |
| 1.2 实验材料 |
| 1.3 实验设计 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 水质测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 滨州无棣池塘养殖结果分析 |
| 2.1.1 滨州无棣池塘水质分析 |
| 2.1.2 海马齿生长 |
| 2.2 东营池塘数据分析 |
| 2.2.1 水质分析 |
| 2.2.2 扇贝生长 |
| 2.2.3 海马齿生长 |
| 3.讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间论文发表情况 |
（5）草鱼（Ctenopharyngodon idellus）和大口黑鲈（Micropterus salmoides）池塘富营养物归趋研究及其垂直流人工湿地治理技术优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 综述 |
| 1.1 水产养殖现状及排放尾水的特点 |
| 1.1.1 水产养殖业现状概述 |
| 1.1.2 水产养殖尾水污染物及来源 |
| 1.1.3 养殖尾水处理的迫切性 |
| 1.2 养殖尾水处理技术 |
| 1.2.1 物理处理方法 |
| 1.2.2 化学处理方法 |
| 1.2.3 生物处理方法 |
| 1.3 人工湿地处理技术研究 |
| 1.3.1 人工湿地概念和发展 |
| 1.3.2 人工湿地分类 |
| 1.3.3 人工湿地组成 |
| 1.3.4 人工湿地污染物净化机理 |
| 1.4 本研究的目的及意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 草鱼和大口黑鲈池塘富营养物归趋研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 指标测定 |
| 2.2.3 元素分析 |
| 2.2.4 营养要素收支 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 草鱼和大口黑鲈摄食情况 |
| 2.3.2 草鱼和大口黑鲈系统理化因子波动 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 草鱼和大口黑鲈系统营养要素收支 |
| 2.4.2 草鱼和大口黑鲈系统理化因子及元素收支差异 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 草鱼和大口黑鲈尾水净化基质、植物筛选及配比优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 基质 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 样品的采集与处理 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 草鱼养殖尾水处理效果 |
| 3.3.2 大口黑鲈养殖尾水处理效果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 草鱼和大口黑鲈系统基质配比 |
| 3.4.2 草鱼和大口黑鲈系统植物配比 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 水力停留时间对草鱼和大口黑鲈尾水垂直流人工湿地治理效果的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 样品的采集与处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 不同水力停留时间对草鱼养殖尾水净化效果 |
| 4.3.2 不同水力停留时间对大口黑鲈养殖尾水净化效果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同水力停留时间对营养盐的去除效果 |
| 4.4.2 不同水力停留时间对重金属的去除效果 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 生态基对大口黑鲈养殖池塘氮、磷累积的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 试验管理 |
| 5.2.3 样品采集及测定 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 悬挂生态基对鱼类产量以及成活率的影响 |
| 5.3.2 悬挂生态基对水体碳、氮、磷的影响 |
| 5.3.3 悬挂生态基对底泥碳、氮、磷的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（6）紫淇河优势植物对水体中氮、磷净化能力的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 研究背景 |
| 1.1 水体富营养化成因及其危害 |
| 1.2 富营养化水体中污染物来源 |
| 1.3 富营养化水体治理方法 |
| 1.4 水生植物修复富营养化水体的研究现状 |
| 1.4.1 水生植物的种类及其净化作用 |
| 1.4.2 植物修复机理 |
| 1.5 紫淇河研究区概况 |
| 1.5.1 南水北调调水工程意义 |
| 1.5.2 丹江口水库概况 |
| 1.5.3 丹江口的水质概况 |
| 1.5.4 研究区域区位及采样点设置 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 植物材料 |
| 2.1.1 供试植物的筛选原则 |
| 2.1.2 供试植物介绍 |
| 2.2 水样及植物的采集与处理 |
| 2.2.1 试验栽培容器 |
| 2.2.2 8个采样点水质的总氮、总磷、磷酸盐和氨氮浓度 |
| 2.2.3 培养及取样方法 |
| 2.3 水体中TN、TP、NH4+-N、溶解性磷酸盐、COD的测定 |
| 2.3.1 水体中总氮的测定 |
| 2.3.2 水体中总磷的测定 |
| 2.3.3 水体中氨氮的测定 |
| 2.3.4 水体中溶解性磷酸盐的测定 |
| 2.3.5 水体中化学需氧量的测定 |
| 2.4 数据的处理和分析 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 空心莲子草对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.1.1 空心莲子草对总氮的去除效果 |
| 3.1.2 空心莲子草对总磷的去除效果 |
| 3.1.3 空心莲子草对氨氮的去除效果 |
| 3.1.4 空心莲子草对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.1.5 空心莲子草对化学需氧量的去除效果 |
| 3.2 凤眼莲对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.2.1 凤眼莲对总氮的去除效果 |
| 3.2.2 凤眼莲对总磷的去除效果 |
| 3.2.3 凤眼莲对氨氮的去除效果 |
| 3.2.4 凤眼莲对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.2.5 凤眼莲对化学需氧量的去除效果 |
| 3.3 双穗雀稗对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.3.1 双穗雀稗对总氮的去除效果 |
| 3.3.2 双穗雀稗对总磷的去除效果 |
| 3.3.3 双穗雀稗对氨氮的去除效果 |
| 3.3.4 双穗雀稗对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.3.5 双穗雀稗对化学需氧量的去除效果 |
| 3.4 香蒲对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.4.1 香蒲对总氮的去除效果 |
| 3.4.2 香蒲对总磷的去除效果 |
| 3.4.3 香蒲对氨氮的去除效果 |
| 3.4.4 香蒲对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.4.5 香蒲对化学需氧量的去除效果 |
| 3.5 菹草对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.5.1 菹草对总氮的去除效果 |
| 3.5.2 菹草对总磷的去除效果 |
| 3.5.3 菹草对氨氮的去除效果 |
| 3.5.4 菹草对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.5.5 菹草对化学需氧量的去除效果 |
| 3.6 薄荷对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.6.1 薄荷对总氮的去除效果 |
| 3.6.2 薄荷对总磷的去除效果 |
| 3.6.3 薄荷对氨氮的去除效果 |
| 3.6.4 薄荷对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.6.5 薄荷对化学需氧量的去除效果 |
| 3.7 地笋对水体中氮、磷的吸收和利用 |
| 3.7.1 地笋对总氮的去除效果 |
| 3.7.2 地笋对总磷的去除效果 |
| 3.7.3 地笋对氨氮的去除效果 |
| 3.7.4 地笋对溶解性磷酸盐的去除效果 |
| 3.7.5 地笋对化学需氧量的去除效果 |
| 3.8 水体中TN的去除效果 |
| 3.9 水体中TP的去除效果 |
| 3.10 水体中氨氮的去除效果 |
| 3.11 水体中磷酸盐的去除效果 |
| 3.12 水体中COD的去除效果 |
| 3.13 春季植物及组合对水体中氮、磷的去除效果 |
| 第四章 结论与讨论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）镁修饰碳纳米管吸附污水中磷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 磷回收技术 |
| 1.2.1 化学沉淀技术 |
| 1.2.2 离子交换技术 |
| 1.2.3 生物回收技术 |
| 1.2.4 电容去离子技术回收磷 |
| 1.2.5 吸附回收磷 |
| 1.3 选题依据及研究内容 |
| 1.3.1 选题依据 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 2 实验材料、仪器与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器与装置 |
| 2.3 实验试剂的制备 |
| 2.3.1 磷标准储备液的制备 |
| 2.3.2 抗坏血酸制备 |
| 2.3.3 钼锑盐显色剂的制备 |
| 2.4 吸附剂的制备 |
| 2.5 吸附剂表征方法 |
| 2.5.1 吸附剂形貌表征 |
| 2.5.2 晶体结构表征 |
| 2.5.3 表面官能团表征 |
| 2.5.4 比表面积与孔吸附测定 |
| 2.6 磷酸盐吸附性能研究 |
| 2.6.1 吸附动力学与等温吸附研究 |
| 2.6.2 pH对吸附效果影响 |
| 2.6.3 共存离子影响研究 |
| 2.6.4 吸附剂再生性能研究 |
| 2.6.5 统计分析 |
| 3 Mg@CNT吸附磷酸盐性能研究 |
| 3.1 吸附剂最佳制备比例的确定 |
| 3.2 XRD表征 |
| 3.3 Mg@CNT表面官能团表征 |
| 3.4 SEM表征 |
| 3.5 BET表征 |
| 3.6 吸附动力学与等温吸附线研究 |
| 3.7 pH对磷酸盐吸附的影响 |
| 3.8 竞争离子对磷酸盐吸附的影响 |
| 3.9 吸附-脱附循环 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 Mg@CNT-S吸附磷酸盐性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 改进吸附剂的制备 |
| 4.2.2 Mg@CNT-S的表征方法 |
| 4.2.3 吸附动力学与等温吸附研究 |
| 4.2.4 吸附剂投加量对去除率的影响 |
| 4.2.5 吸附剂再生性能研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 吸附剂改进前后对磷酸盐吸附的对比 |
| 4.3.2 Mg@CNT-S的 SEM-EDX表征 |
| 4.3.3 Mg@CNT-S的 XRD与 FT-IR表征 |
| 4.3.4 Mg@CNT-S吸附磷酸盐前后的XPS表征 |
| 4.3.5 吸附动力学与等温吸附线研究 |
| 4.3.6 吸附剂投加量与吸附效率研究 |
| 4.3.7 吸附-脱附循环 |
| 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 |
（8）基于聚多巴胺纳米材料的选择性荧光/比率荧光磷酸盐分析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水资源现状 |
| 1.2 磷酸盐污染及其检测方法研究现状 |
| 1.2.1 磷酸盐的特性 |
| 1.2.2 磷酸盐的常规检测方法 |
| 1.2.3 荧光分析法检测磷酸盐的机理 |
| 1.2.4 荧光分析法检测磷酸盐进展 |
| 1.3 聚多巴胺纳米材料 |
| 1.3.1 聚多巴胺简介 |
| 1.3.2 聚多巴胺合成原理 |
| 1.3.3 聚多巴胺的合成方法 |
| 1.3.4 聚多巴胺的合成条件 |
| 1.3.5 聚多巴胺的光学特性 |
| 1.3.6 聚多巴胺纳米材料的应用 |
| 1.4 本论文的研究背景和研究内容 |
| 1.4.1 本论文的研究背景 |
| 1.4.2 本论文的主要研究内容 |
| 第二章 荧光聚多巴胺纳米颗粒的合成与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 合成荧光聚多巴胺纳米颗粒(荧光PDA NPs) |
| 2.2.4 荧光PDA NPs的荧光特性优化实验 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 荧光PDA NPs的表征与合成机理 |
| 2.3.2 不同氧化条件对PDA NPs荧光的影响 |
| 2.3.3 不同激发波长对PDA NPs荧光的影响 |
| 2.3.4 不同氧化时间对PDA NPs荧光的影响 |
| 2.3.5 不同p H对 PDA NPs荧光强度的影响 |
| 2.3.6 荧光PDA NPs对金属离子的识别性能 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于荧光聚多巴胺纳米颗粒检测焦磷酸盐 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 合成荧光聚多巴胺纳米颗粒 |
| 3.2.4 荧光PDA NPs检测Cu~(2+)实验 |
| 3.2.5 荧光PDA NPs检测焦磷酸根(PPi)实验 |
| 3.2.6 实际样品实验 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 荧光PDA NPs的表征 |
| 3.3.2 荧光PDA NPs检测Cu~(2+)和PPi的原理 |
| 3.3.3 荧光PDA NPs检测Cu~(2+)和PPi的可行性分析 |
| 3.3.4 实验条件优化 |
| 3.3.5 Cu~(2+)对PDA NPs荧光的猝灭作用 |
| 3.3.6 PPi对 PDA NPs-Cu~(2+)复合体系的荧光恢复作用 |
| 3.3.7 PDA NPs-Cu~(2+)复合体系检测PPi的选择性分析 |
| 3.3.8 实际样品分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于PDA NPs/叶绿素比率荧光检测磷酸盐 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 合成荧光PDA NPs/叶绿素比率荧光探针 |
| 4.2.4 Fe~(3+)离子比率检测实验 |
| 4.2.5 磷酸盐(Pi)比率检测实验 |
| 4.2.6 实际样品实验 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 比率荧光探针的形貌、结构和荧光特性表征 |
| 4.3.2 实验条件优化 |
| 4.3.3 荧光PDA NPs/叶绿素复合体系对Fe~(3+)离子和Pi的检测原理 |
| 4.3.4 比率荧光和荧光色差可视化检测Fe~(3+)离子的灵敏性 |
| 4.3.5 比率荧光和荧光色差可视化检测Pi的灵敏性 |
| 4.3.6 比率荧光和荧光色差可视化对Fe~(3+)离子检测的选择性 |
| 4.3.7 比率荧光和荧光色差可视化对Pi检测的选择性 |
| 4.3.8 实际样品分析 |
| 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 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（9）多孔生态混凝土基生态系统对模拟农田尾水净化效能及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 文献综述 |
| 1 国内外研究现状 |
| 1.1 农田污染物研究现状 |
| 1.2 农田污染物迁移转化研究现状 |
| 2 面源污染生态拦截技术研究现状 |
| 2.1 生态沟渠技术 |
| 2.2 人工湿地技术 |
| 2.3 前置库技术 |
| 2.4 植物缓冲带(区) |
| 2.5 稳定塘技术 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 研究思路与研究内容 |
| 1.2.1 研究思路 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验原水 |
| 2.3 水样、植物分析方法 |
| 2.4 静态试验 |
| 2.4.1 水深对生态混凝土基生态系统处理效果的影响 |
| 2.4.2 适宜水深下生态混凝土基生态系统污染物削减效能研究 |
| 2.5 动态试验 |
| 2.5.1 水深对污染物去除效果的影响 |
| 2.5.2 水力停留时间对污染物去除效果的影响 |
| 2.6 生态混凝土基生态系统中植物对磷去除的贡献率 |
| 2.7 植物吸收动力学试验 |
| 2.8 微生物群落结构分析 |
| 2.9 实验仪器 |
| 2.10 数据处理 |
| 2.11 生态混凝土试制 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 生态混凝土基生态系统对模拟农田尾水污染物的削减效能分析 |
| 3.1.1 静态条件下系统对污染物的削减效能 |
| 3.1.2 动态条件下系统对污染物的削减效能 |
| 3.2 生态混凝土基生态系统脱氮除磷机制分析 |
| 3.2.1 生态混凝土基生态系统对氮的去除机制分析 |
| 3.2.2 生态混凝土基生态系统对磷的去除机制分析 |
| 3.3 生态混凝土基生态系统微生物菌群结构分析 |
| 3.3.1 微生物群落功能分析 |
| 3.3.2 微生物群落结构分析 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 在读期间参见的科研项目 |
| 在读期间研究成果 |
（10）磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的制备与性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 水体除磷技术的发展 |
| 1.2.1 物理化学法除磷 |
| 1.2.2 生物法除磷 |
| 1.2.3 其他除磷方法 |
| 1.3 自然水体中磷的去除 |
| 1.3.1 底泥疏浚 |
| 1.3.2 人工曝气 |
| 1.3.3 化学除磷法 |
| 1.4 磁性材料的应用 |
| 1.4.1 磁性催化材料 |
| 1.4.2 靶向药物 |
| 1.4.3 磁性水处理剂 |
| 1.4.4 酶固定化 |
| 1.5 研究意义、研究内容、创新点 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的制备 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 化学试剂和实验仪器 |
| 2.3 磁性复合有机高分子磷酸跟去除剂的合成方法 |
| 2.3.1 合成步骤 |
| 2.3.2 优化合成条件 |
| 2.3.3 方差分析 |
| 2.4 磷含量的测定 |
| 2.4.1 溶液的配制 |
| 2.4.2 钼锑抗分光光度法测定磷酸盐的原理 |
| 2.4.3 磷浓度的检测 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 正交实验结果与讨论 |
| 2.5.2 确定制备磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的金属离子类型 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的表征与分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验仪器 |
| 3.3 透射电镜分析(TEM) |
| 3.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 3.5 红外光谱分析(FT-IR) |
| 3.6 磁响应性分析 |
| 3.7 X射线衍射分析 |
| 3.8 小结 |
| 第4章 影响磁性复合有机高分子磷酸根去除剂性能的参数实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要试剂及仪器 |
| 4.2.2 磷浓度的测定 |
| 4.2.3 磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的除磷试验 |
| 4.3 反应体系pH值的影响 |
| 4.4 竞争阴离子的影响 |
| 4.5 磁性复合有机高分子磷酸根去除剂加入量的影响 |
| 4.6 反应时间和初始磷酸盐浓度对除磷效率的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间主要科研成果 |
| 一、发表学术论文 |
| 二、发明专利 |
四、A Simulated Test of Algal Influence of Formation and Deposition of Phosphates（论文参考文献）
- [1]改性碳基纳米材料对磷酸盐的去除研究[D]. 黄先玲. 闽南师范大学, 2021(12)
- [2]以鲢鳙鲴为核心的微宇宙构建及氮磷迁移转化[D]. 张哲. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [3]有机复合羟基铝柱撑膨润土对磷酸盐的吸附及其气浮应用效果研究[D]. 何剑伟. 江南大学, 2021(01)
- [4]盐度和氮磷对海马齿和冰菜生物学影响及池塘综合种养模式初探[D]. 郝明梅. 上海海洋大学, 2021(01)
- [5]草鱼（Ctenopharyngodon idellus）和大口黑鲈（Micropterus salmoides）池塘富营养物归趋研究及其垂直流人工湿地治理技术优化[D]. 王珂珂. 上海海洋大学, 2021(01)
- [6]紫淇河优势植物对水体中氮、磷净化能力的研究[D]. 于宛迪. 南阳师范学院, 2021(11)
- [7]镁修饰碳纳米管吸附污水中磷的研究[D]. 江守沛. 大连理工大学, 2021
- [8]基于聚多巴胺纳米材料的选择性荧光/比率荧光磷酸盐分析研究[D]. 张迪. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [9]多孔生态混凝土基生态系统对模拟农田尾水净化效能及机制研究[D]. 张松. 安徽农业大学, 2020(06)
- [10]磁性复合有机高分子磷酸根去除剂的制备与性能研究[D]. 马源甫. 齐鲁工业大学, 2020(04)