一、几种有机物料中类胡敏酸性质的比较(论文文献综述)
黄宏伟[1](2021)在《畜禽粪便堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)研究》文中提出堆肥已经成为处理畜禽粪便的一种环境友好和经济可行的有效方法。畜禽粪便堆肥产品可用于修复和改良土壤,加速污染物的迁移转换。堆肥过程产生的腐殖质包含丰富的活性官能团,具有较强氧化还原能力,能充当电子穿梭体,促进污染物的还原,进而改变污染物在环境中的存在形式,降低其毒性。本研究采用鸡粪、猪粪和米糠进行混合高温好氧堆肥,采集不同时期的堆肥样品,分析堆肥过程常规理化指标变化;进而提取堆肥腐殖质,并纯化分组为胡敏酸(HA)和富里酸(FA),对HA和FA进行电化学分析和光谱分析。开展堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)性能研究,剖析堆肥腐殖质的电子转移能力和组成结构对Cr(Ⅵ)还原能力的影响。主要取得以下成果:对鸡粪和猪粪堆肥的理化指标进行分析,两种堆肥的基础理化性质的变化都很相似,均能达到无害化标准,但在变化的时间、速度和幅度略有不同。鸡粪和猪粪堆肥有机质分别从初始的79.24%和63.84%降低到结束的61.58%和50.63%,有机质在微生物作用下大量分解;两种堆肥的GI值在结束分别达到90.91%和109.35%,其GI值均超过80%,堆肥产品对种子基本无毒害。对鸡粪和猪粪堆肥的HA和FA的电子转移能力和组成结构规律进行分析,两种堆肥的HA和FA的电子转移能力(ETC)总体均呈增大趋势,其组分结构变化趋势也类似。两种堆肥中HA的芳香程度高于FA,但FA的氧烷基和羧基官能团含量大于HA。随着堆肥过程的进行,两种堆肥物料中的简单的碳水化合物、脂肪和类蛋白质和氨基酸等物质逐渐转换为类腐殖质物质,其分子量,聚合度,芳香性和腐殖化程度均大幅度提升。HA和FA能充当电子穿梭体,介导电子在MR-1和最终电子受体之间的转移,有效地促进Cr(Ⅵ)的还原。HA和FA由于含有羟基、羧基和醌基等氧化还原官能团,具有Cr(Ⅵ)还原转化的能力,其含量高低也会影响Cr(Ⅵ)还原,而且堆肥腐熟期的HA和FA能更有效地促进微生物还原Cr(Ⅵ)。
鲁遥[2](2021)在《胡敏酸来源和提取次数对碳纳米管分散性的影响》文中进行了进一步梳理纳米碳管(CNTs)的分散状态很大程度上会影响其环境行为和环境风险,在自然界中,天然有机分子混合体系对CNTs的分散起到控制性的作用。然而天然有机质组分及其结构与其对CNTs分散性的影响,不同于单一分散剂体系对CNTs分散性的影响,二者之间的关联性研究还存在不足。本研究采用黑龙江黑土(B-HAs)、云南红土(R-HAs)和山东黄土(Y-HAs)从不同地区土壤中提取的胡敏酸(Humic acid,HAs)作为实验样品,利用元素分析、紫外分光光度法、13C NMR核磁、高效液相等方法测定胡敏酸提取物的结构、组分和分子量分布等。在此基础上,关联有机分子混合体系中CNTs的分散,识别分散机制的主导因素,并利用统计学Shannon-Weiner指数建立可以在有机分子混合体系中使用的组分多样性指数与CNTs分散特征的关联新标准。结果表明,羟基化多壁碳纳米管碳纳米管(Hydroxyl Multi-wall Carbon Nanotubes,MH)的分散性与HAs的芳香性有显着的正相关关系,其中B-HAs(r=0.98,p<0.05)、R-HAs(r=0.90,p<0.05)、Y-HAs(r=0.99,p<0.05),与脂肪性呈负相关其中B-HAs(r=0.97,p<0.05)、R-HAs(r=0.96,p<0.05);Y-HAs(r=0.96,p<0.05),说明相同土壤来源的混合体系中天然有机物的芳香性对CNTs的分散起主导作用。但是相对复杂的混合体系来讲,不同来源胡敏酸之间CNTs的分散与芳香性或脂肪性却无关联(r=0.37,p=0.22)。用统计学参数对体系的组分多样性进行描述,结果表明,对于不同来源的胡敏酸多样性指数与羟基化多壁碳纳米管碳纳米管(MH)的悬浮同样呈现正相关B-HAs(r=0.97,p<0.05)、R-HAs(r=0.97,p<0.05)、Y-HAs(r=0.95,p<0.05),而且对于相同来源HAs来说多样性指数与MH的悬浮也同样呈现正相关(r=0.89,p<0.001)因此,多样性指数可以作为评价MH悬浮效果的评价方法。本研究将为碳基纳米材料的环境行为预测和风险评价建立理论和方法学储备。
曾惠婷[3](2020)在《两种脱水污泥堆肥过程腐殖质和电子转移转化规律研究》文中提出不同堆肥原料中的有机物组成、形态等都存在一定的差异性,因此采用不同物料进行堆肥,堆肥过程堆肥产品的元素组成、腐殖质的有机结构官能团、腐殖质的电子转移能力也会存在差异性。生物沥浸处理对污泥堆肥腐殖质形成和电子转移能力变化的影响还不清楚,所以本文采用两种不同的污泥工艺进行好氧高温堆肥,分别是雁山污水厂常规脱水污泥+米糠(CS),雁山污水厂生物沥浸深度脱水污泥+米糠(BS),在堆肥过程检测理化性质,并采集堆肥过程样品进行光谱分析和电化学分析。从基础理化性质分析中CS和BS的温度、p H、含水率、有机质、NH4+-N和NO3--N的趋势变化相似。两种物料的高温时间都维持了7天以上;CS的p H稳定在8.5,BS的p H稳定在7.5左右;CS和BS的含水率最终都降低到50%左右,有机质减小了20%;NH4+-N和NO3--N都是先上升后下降;CS和BS的C/H下降,O/C值上升,C/N值上升,两种堆肥污泥中的有机物质分解,脂肪被分解,氧化腐殖质结构产生。在光谱分析结果可以看出,CS的富里酸和胡敏酸的红外波峰明显要比BS的多,CS中含有的官能团要多于BS。BS和CS的胡敏酸(HA)和富里酸(FA)脂肪族、碳水化合物以及木质素的峰强被削弱了,而芳香族类官能团得到增强,CS和BS的红外荧光强度相差不大。CS和BS的HA的SUVA254、SUVA280、E253/E203、A226-400、E250/E365、E2/E4、E2/E6和Sr的值变化都优于FA的变化,HA的腐殖化程度略高于FA。CS和BS的组分都是由类腐殖酸、类富里酸、类蛋白质组成,HA和FA的组分含量变化有差异。CS的HA和FA与BS的FA的ETC/EDC/EAC的变化趋势一样,都是波动上升,CS的ETC值由75.54μmol e-·(g C)-1增长93.72μmol e-·(g C)-1,FA的ETC由54.20μmol e-·(g C)-1达到了101.25μmol e-·(g C)-1,BS的FA的ETC值由69.17μmol e-·(g C)-1增长113.91μmol e-·(g C)-1;BS的HA的ETC/EAC的变化趋势和CS相反,BS的ETC值由133.82μmol e-·(g C)-1减小至79.46μmol e-·(g C)-1。CS的FA和BS的HA的ETC与有机质分子量、芳香物质、有机物分子量、类蛋白质以及类富里酸存在显着相关性,而CS的HA和BS的FA的电子转移与指标相关性不显着。
王辉[4](2020)在《渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究》文中指出膜分离技术被广泛应用于渗滤液处置以稳定达到《生活垃圾填埋污染控制标准》(GB 16889-2008),但也产生了具有“高腐殖质含量、高盐分、多组分”的浓缩液,其出路成为新的难题。为探究浓缩液处理的可行方法,本文选取了全国8个不同区域的实际渗滤液浓缩液样品,分析了其基本理化性质、重金属含量以及不同新型污染物的组分特征,识别了其环境生态风险,并有针对的构建了微纳米臭氧(O3)和电化学协同微纳米O3(E+-微纳米O3)处理技术体系,研究并优化了其对于不同类典型污染物的降解效能,探究了在此过程中有机物的转化机制、氧化系统中自由基生成机理及作用效率。取得以下主要结论:(1)通过对8个区域、10个厂区渗滤液以及浓缩液性质的系统分析,发现浓缩液的污染物浓度变化较大,但性质具有相似性。浓缩液中化学需氧量(CODCr)浓度为5.10×102-1.09×104 mg/L,且腐殖酸类物质含量较高,占到总有机碳(TOC)的42.8%-52.3%;电导率为7.53-20.1 m S/cm;14种重金属检出率均大于68.8%,浓度范围为0.07-5.10 mg/L;31种农药检出率为100%,总浓度为2.03-16.8μg/L;28种目标抗生素中,磺胺类、喹诺酮类和四环素类的浓度分别为0.41-1.59μg/L,2.50-8.31μg/L和1.29-1.43μg/L,其中诺氟沙星浓度最高,浓度为0.12-4.54μg/L,需要重点关注;9种抗性基因中,str B基因丰度最高,相对丰度-1.91±0.67 log10ARGs copies/16S-r RNA。(2)浓缩液中,新型污染物同重金属、腐殖酸间存在一定的复合污染(p<0.01)。利用国家危险废物鉴别标准和风险熵法计算,若毒性归一化指数和风险熵值(RQ)大于1,分别认为其为危废和高风险,结果发现:浓缩液中仅看重金属的毒性归一化指数就达到0.04-0.62,农药的急性(RQA)和慢性(RQC)风险熵总值分别为64.8-806.8和577.9-3901.4,抗生素的RQA和RQC总值分别为94.5-164.3和131.0-563.3,因此渗滤液浓缩液具有高生态风险和高毒性性质。(3)基于浓缩液的性质特征,构建了E+-微纳米O3体系用于浓缩液处理,比选了臭氧气泡尺寸、初始p H、臭氧投加量、E+等的影响;其中微纳米气泡臭氧为80 mg/L、初始p H为9.0、反应时间为120 min,而电解系统(极板质地为Ru O2/Ti,极板间隔设置为5 cm,尺寸为10cm×10 cm)的电流密度设置为30 m A/cm2时,CODCr和TOC的去除效能分别达到74.5%和69.7%。(4)在最优条件下,微纳米O3体系中的主要活性物质为O3和羟基自由基(●OH),其通过增加体系的气含率(较中大气泡提高了2.7-6.7倍),使得液相臭氧溶解的浓度提高了2.3-3.2倍,产生的●OH浓度提高了1.9-2.3倍。而E+-微纳米O3体系主要活性物质除了氧活性物质(O3、●OH、H2O2),还生成了大量的氯活性物质(HCl O、Cl O-、Cl O●和Cl●),产生的●OH浓度较微纳米O3体系提高了2倍,活性氯累积量达60.4 mg/L,其协同机理主要为臭氧的直接和间接氧化过程、氧气被大量利用的阴极强化作用和氯离子被有效利用的阳极强化作用。(5)E+-微纳米O3体系处理浓缩液过程中,其大中分子的有机物得到了较好的降解。联合紫外可见光谱(UV/vis)、三维荧光光谱(3D-EEM)和傅立叶变换离子回旋共振质谱(FT ICR-MS)结果表明:大于30个碳原子的有机物几乎被全部去除,中等分子量的有机物氧化程度提高;浓缩液中的芳香化合物和长链有机物得到有效降解,有机污染物腐殖化程度和碳骨架缩合程度明显降低;相比微纳米O3体系,对浓缩液中含碳氢氧氮(CHON)的有机物有更高的氧化程度,N1O1-5类的有机物去除率高于N2-5O1-5,对含CHN和CHNS的有机物的去除率提高了28.9%和2.0%。(6)针对浓缩液中的新型污染物,以含量高、风险大的诺氟沙星作为模型物质,探究了E+-微纳米O3氧化体系中多底物对其降解效能的影响和分子结构相应的转化机制。纯模拟诺氟沙星溶液去除率可达90.0%以上,实际浓缩液中诺氟沙星去除率为33.5%;无机盐离子(Cl-、CO32-和HCO3-)的添加提高了对诺氟沙星的降解,但严重抑制了其矿化效能,以富里酸为代表的天然有机物的存在对诺氟沙星降解和矿化均有严重抑制现象;无机盐离子有利于●OH向Cl●或CO3●-的转化,可有选择性的氧化诺氟沙星,但Cl●或CO3●-的氧化能力远不及●OH,天然有机物中含有大量的羧基等基团对●OH具有一定的泯灭作用,从而降低对诺氟沙星的氧化效率。E+-微纳米O3氧化处理浓缩液极大程度的去除其中的溶解性有机物,以腐殖质为主,可有效降低水环境中新型污染物和常规有机物的污染风险。
白玲[5](2020)在《沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究》文中研究指明随着我国城镇化的发展,人们生活水平和环保意识逐渐提高,厌氧发酵技术已被成熟运用,大中型的沼气工程也逐渐普遍。然而,其残余物(沼渣、沼液)的处置问题日益严峻。传统的处理方式主要为土地利用,但可能存在重金属、有机农药及病原菌等有害物质会污染土壤,影响植物的正常生长。此外,沼渣的含水率高,即使经过脱水后,其含水率也在80%左右,直接施入土壤不易操作。同时沼渣中木质纤维素含量相对较高,也增加了沼渣资源化利用的难度。好氧堆肥一直被认为是一种处理有机固体废弃物经济有效的方法,不仅可以减少环境污染,而且还能循环利用资源,最终回归到土壤中。本文以厌氧发酵脱水后的沼渣为对象,研究其在与牛粪、餐厨垃圾混合好氧堆肥过程中理化性质、木质纤维素降解、腐殖质(humic substance,HS)形成及微生物群落演替与功能代谢等的变化,并探究堆肥微生物利用不同碳源形成腐殖质的过程,提高好氧堆肥效率和产品质量,以期为沼渣肥料的实际生产和应用提供理论参考。主要结果如下:(1)污泥沼渣、秸秆沼渣和醋糟分别与牛粪和餐厨垃圾混合进行好氧堆肥。秸秆沼渣堆肥(STR)具有较高的纤维素酶和多酚氧化酶活性,脱氢酶和脲酶活性较低,发芽指数(GI)可达到135.29%,堆肥已达到完全腐熟。此外,STR堆肥产品总养分(N+P2O5+K2O)含量最高,为5.40%,尤其是钾含量,K2O为2.69%,可为植物生长提供充足的营养物质。醋糟堆肥(VIR)时最高温度较低(50℃)且高温持续时间较短,存在潜在病原微生物的风险。污泥沼渣(SLR)在好氧堆肥结束时含水率依然较高,为47.45%;脱氢酶和脲酶活性高于STR和VIR处理,说明有机质降解不完全;其腐殖化指数低于STR和VIR处理,也证实了污泥沼渣经过30天的好氧堆肥后腐殖化程度不高。SLR产品中的铬含量为144.65 mg·kg-1,接近有机肥料的标准限值(150 mg·kg-1),若长期施用此堆肥,将会造成土壤污染。因此,在这三种沼渣中,秸秆沼渣好氧堆肥的效果更好些。(2)以秸秆沼渣为好氧堆肥的主要原料,研究不同配比沼渣好氧堆肥过程中木质纤维素降解、腐殖化程度及微生物细胞活性的动态变化。研究结果表明,沼渣配比的增加,提高了堆肥温度,最高温度可达66℃,促进了有机质和木质纤维素的降解以及堆肥的腐殖化程度,增加了腐殖质类物质的荧光强度和微生物的细胞活性。当沼渣配比为60%时,有机质降解率、纤维素减少量、腐殖化指数(HR、HI、DHA和DP)及微生物细胞活性达到最大,分别为17.47%、22.83%、24.85%、22.97%、92.43%、15.03和95.3%,此时,其腐殖化程度最高。(3)在沼渣好氧堆肥达到高温期(≥50℃)时,接种1%白腐菌,研究有机质、氮素、木质纤维素降解、腐殖质组分及微生物群落和功能代谢多样性的变化。结果表明,接种白腐菌后,促进了有机质、纤维素和半纤维素的降解,增加了堆肥中总氮、NO3--N及腐殖质各组分的含量,其中有机质降解率达到24.75%。相比对照(CK),接种处理(IN)的富里酸(fulvic acid,FA)增加了3倍。在堆肥初始时,厚壁菌门(Firmicutes)、放线菌门(Actinobacteria)、变形杆菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidetes)是优势菌种群,随着温度的升高,Firmicutes逐渐成为优势菌群。接种白腐菌后,降低了微生物群落的α多样性,主要是抑制了绿弯菌门(Chloroflexi)微生物的生长,但增加了嗜热微生物的数量及与氨基酸代谢(微生物主要代谢途径)相关的微生物序列的相对丰度,从而提高了堆肥中微生物活性,加速堆肥进程。通过Network分析发现,Actinomadura和Chelativorans同时与半纤维素和木质素有关,疣孢菌属(Verrucosispora)可促进FA的形成。在堆肥过程中多种微生物的协同作用加速有机质的降解,促进腐殖质的形成,提高了堆肥的腐熟程度。(4)以羧甲基纤维素钠(C)、木质素(L)和葡萄糖(G)为碳源,接种堆肥微生物进行液体培养试验,探究不同碳源形成腐殖质的组分与结构,以及腐殖质的形成过程。基于光谱学分析,堆肥微生物利用葡萄糖为碳源时,形成的腐殖质主要是含有取代基的CH、CNH、NH2和芳香环的胡敏酸;以羧甲基纤维素钠为碳源,主要形成含有CH和NH2的富里酸;以木质素为碳源,主要形成含有取代基的CH、CHN、NH2及芳香环的胡敏酸,而在无外加碳源时也会形成腐殖质类物质,主要是含有P-O和CNH的富里酸。根据物质的结构和组分的变化分析,在腐殖质形成过程中,可能发生了氧化、脱氢、取代基的替换及缩聚等反应,最终形成结构复杂的腐殖质。(5)以实验中得到的堆肥作为肥料,研究堆肥对镉污染土壤及小白菜生长的影响。结果表明,施用堆肥降低了可交换态和碳酸盐结合态镉的含量,增加了残渣态镉含量,降低了镉的生物有效性。同时施用堆肥还显着增加了土壤中有机质、速效磷和速效钾的含量,为小白菜生长提供丰富的营养物质。小白菜对镉的吸收主要集中在根部,浓度可达到189.01 mg·kg-1DW,施入堆肥后显着降低小白菜根部和地上部镉的浓度。在镉的胁迫下,施用堆肥并不能促进小白菜叶绿素的合成,但提高了抗氧化酶的活性,其中超氧化物歧化酶(SOD)增加了4.16倍,从而减少活性氧(ROS)的产生和丙二醛(MDA)的累积,减轻小白菜的膜脂过氧化损伤,最终降低镉对植株的毒害。
张泽慧[6](2020)在《有机物料添加对退化黑土无机氮及腐殖酸组分的模拟研究》文中指出黑土是珍贵的自然资源,是我国粮食安全的重要保障。随着粮食生产的压力逐渐增加,单一的耕作方式、施肥的不合理等致使黑土退化严重,有机质含量显着下降、氮肥利用率低等问题越来越突出。培肥农田黑土,维持和提高其生产力,对保证粮食安全具有重要意义。本文以退化黑土为研究对象,采用室内培养方法,研究添加生物炭、秸秆和有机肥处理下,土壤无机氮素转化和腐殖质组分变化,旨在为施用有机物料培肥黑土地力、合理利用资源和提高黑土地生产力提供科学依据。在供试黑土中分别添加生物炭(B)、有机肥(O)和秸秆(S),添加碳量水平分别为5.98g·kg-1、11.96 g·kg-1、23.92 g·kg-1和35.88 g·kg-1,25℃恒温培养,时间为60d,试验结果如下:(1)添加生物炭、秸秆和有机肥处理的土壤NH4+-N含量均随着培养时间的延长呈现先增加后降低的趋势,整体上添加生物炭和有机肥处理NH4+-N含量增加,而添加秸秆处理NH4+-N含量减少;NO3--N含量随着培养时间的延长而逐渐增加。秸秆和有机肥处理均可以增加土壤NH+4f-N的含量,而生物炭处理NH+4f-N的含量略有降低。(2)添加生物炭、秸秆和有机肥处理均可以使土壤矿化碳释放量增加,且随着培养时间的延长和施入碳水平的增加而增加,矿化速率随着培养时间的增加逐渐减小;有机碳矿化累积量符合Stanfor和Smith提出的一级动力学方程(R2>0.98);添加生物炭处理中B1处理对有机碳矿化产生负激发效应,其余处理先产生正激发效应后产生负激发效应;秸秆和有机肥处理则对土壤矿化产生正激发效应。(3)三维荧光光谱分析表明,添加生物炭、秸秆和有机肥处理,显着影响了腐殖酸组分,且对富里酸的影响大于胡敏酸。在富里酸的三个组分中,添加生物炭和秸秆处理促进了芳香族蛋白质和类富里酸物质的积累,其中添加有机肥处理除了促进上述两种物质的增加外,还促进了类腐殖酸物质的积累,形成结构更加复杂的物质。(4)添加生物炭、秸秆和有机肥处理,显着影响了土壤酶活性。酶活性随着碳施入水平的增加而增加。其中对脲酶活性促进最大的为秸秆处理,其次为有机肥和生物炭处理;对硝酸还原酶影响最大的为有机肥处理,其次为秸秆和生物炭处理;对过氧化氢酶影响最大的为生物炭处理,其次为有机肥和秸秆处理;对蔗糖酶影响最大的为秸秆处理,其次为有机肥和生物炭处理。
陈营营[7](2020)在《河套灌区土壤溶解性有机质光谱指纹特征研究》文中研究表明溶解性有机质(Dissolved Organic Matter,DOM)一般指易溶于水、酸和碱性溶液且能通过0.45μm滤膜的有机物。DOM作为土壤环境中的天然配位体与吸着载体,是一种十分活跃的化学物质,且其官能团具有较强的络合吸附能力。对土壤成土过程、土壤有机质分解过程有着重要作用。而土壤中的pH、氮、磷和钙、镁离子等也会影响DOM的组成、结构特征以及空间分布。本研究在河套灌区分别采集了9种类型植被下的土壤,包括农业用地土壤:玉米(CF)、籽瓜(SM)、向日葵(SF)、废弃耕地(AF);非农业用地土壤:盐碱裸地(BS)、芦苇(PC)、红柳(TR)、白杨(PA)、碱蓬(SG)。每个采样点取0-20 cm、20-40 cm、40-60 cm、60-80 cm四个土层。应用同步荧光光谱(SFS)、紫外-可见光谱(UV-Vis)、傅里叶红外光谱(FTIR)等光谱指纹技术对土壤样品中的DOM进行表征,结合二维相关(2D-COS)、自组织神经网络等化学计量方法和多元统计,识别土壤中DOM的组成、结构特征以及腐殖化程度,并构建结构方程模型(SEM)试图阐述土壤中土壤腐殖化程度与理化环境因素的响应机制。结果表明:(1)基于DOM的紫外光谱分析得到,河套灌区土壤DOM中苯环C骨架的聚合程度相似;DOM的分子缩合度为农业用地土壤小于非农业用地土壤;农业用地土壤中芳香环上的取代基以脂肪链、酯类等非极性官能团为主;土壤中木质素和奎宁等有机质的比例表现为非农业用地土壤>农业用地土壤;农业用地土壤DOM中非腐殖化物质比例大,腐殖化程度较低。并且随着土壤深度变化,同类土壤中,不同土层的腐殖化程度差异较大。基于SFS与FTIR的2DCOS异谱分析方法。发现不同植被下,土壤DOM组分与官能团的正负相关性差异明显。(2)SFS结合因子分析识别出类酪氨酸、类色氨酸、类微生物代谢产物、类富里酸、类胡敏酸5种DOM组分。随着土层深度的增加,不同植被类型下土壤中类富里酸与类胡敏酸的变化趋势均呈正相关性,而类富里酸与其他组分间的相关性表现出不同。(3)通过三维荧光光谱结合自组织神经网络分析,识别出类酪氨酸、类色氨酸、紫外区类富里酸、可见区类富里酸、类胡敏酸五种荧光组分。发现农业用地土壤CF1、SM1、SF1、AF1的类蛋白物质相对丰度较低(13%19.5%),类富里酸相对丰度较高(66.9%75.4%)。非农业土壤SG1-2、PA1-2、TR1-2的类蛋白物质的相对丰度很大(68.176.4%),且SG、PA、TR均随土层加深,类蛋白物质丰度值减少,类富里酸丰度值增加。土壤DOM主要以外源有机质的进入为主,自生源贡献较弱,生物可利用性低,总体腐殖化程度较高。(4)构建SEM模型得到环境因素对土壤腐殖化程度影响的综合权重结果。土壤离子与理化指标等环境因子可直接或间接的影响土壤腐殖化程度,其中理化指标对土壤腐殖化程度的影响权重(59.12%)大于离子对土壤腐殖化程度的影响权重(40.88%),间接影响总权重(83.02%)大于直接影响总权重(16.98%)。而间接影响中主要通过类腐殖质(35.85%)与官能团组成(36.48%)来影响土壤腐殖化程度。
姜玉[8](2020)在《基于赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原的填埋场地下水氨氮、有机污染原位修复技术》文中指出我国城市生活垃圾填埋场地下水污染形势不容乐观,亟需研发低能耗、经济可行的地下水污染原位修复新技术。微生物介导的Fe(III)还原过程,在填埋场地下水氨氮、有机物污染修复已表现出广阔应用潜力。赤铁矿(α-Fe2O3)作为分布最广泛的Fe(III)氧化物之一,成本低廉、环境友好性高,但目前多使用微纳米尺寸赤铁矿进行实验室研究,且材料合成制备较复杂、成本较高。天然赤铁矿Fe(III)还原过程对氨氮有机物的去除效能、微观机制,仍缺乏系统性研究;着眼于解决填埋场地下水氨氮、有机污染这一实际环境问题,研发基于天然赤铁矿还原的新材料、新技术,并进行工程应用,具有重要研究意义。本研究通过小试探究了天然赤铁矿Fe(III)生物还原对氨氮有机物的去除效能,揭示了矿物-微生物-污染物三界面的微观反应机制;并进行了中试评价。选取非正规填埋场为研究场地,在系统识别地下水氨氮有机污染特征的基础上,研发了间歇性曝气-漏斗门式可渗透性反应墙修复新工艺,开展场地修复试验实现赤铁矿工程应用,解决PRB介质更换难、易失效等工程难题。主要结论如下:(1)地下水有机物浓度(以DOC计)为489.60 mg/L时,天然赤铁矿Fe(III)生物还原过程对有机物去除率可达89.40%;氨氮浓度为35 mg N/L时,仅有57.14%的氨氮被厌氧氧化,且主要产物为亚硝酸盐氮。受限于天然赤铁矿较高的热力学稳定性,生物还原周期长达50 d,p H为11时Na OH改性后的淀粉负载至赤铁矿表面,可显着提高赤铁矿Fe(III)的生物可利用性。以淀粉改性后的赤铁矿作为中试柱实验的反应介质,反应介质渗透性较好。间歇性曝气调控体系内溶解氧环境,可有效解决氨氮氧化不完全、亚硝酸盐氮积累等问题。(2)地下水中天然腐殖质可促进赤铁矿Fe(III)还原性溶解,反应后期,赤铁矿Fe(III)结晶度下降、整体趋向无定形态;Fe(II)会在赤铁矿颗粒表面沉积、络合,生成不能被继续生物还原的磁铁矿(主要成分为Fe3O4)。鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)、固氮螺菌属(Azospirillum)、地杆嗜氢菌属(Geobacter hydrogenophilus)等为赤铁矿Fe(III)还原的主要驱动性微生物,假单胞菌属(Pseudomonas)、水小杆菌属(Aquabacterium)可同时氧化Fe(II)、还原硝酸盐。Na OH改性后的淀粉含有羟基、羧基等亲水性基团,通过氢键作用力吸附在赤铁矿表面,淀粉通过氢键与水分子缔合,从而大幅改善天然赤铁矿的亲水性、显着提高Fe(III)生物可利用性。(3)在地下水埋深较浅、流速缓慢、含水层介质渗透性较差的实际填埋污染场地,垃圾渗滤液中绝大部分污染物(如有机物、氨氮、硝酸盐等)会被含水层介质吸附截留,导致地下水污染集中在潜水含水层、且以氨氮污染为主。随着污染羽的逐步扩散,下游地下水溶解性有机物(DOM)趋于小分子化、外源异质性较高,小分子类蛋白空间迁移性最强,若未及时切断污染源阻断污染途径,容易导致地下水水质的持续恶化;电导率作为可快速获取的地下水水化学指标之一,与DOM新生度、芳香性、腐殖化程度等动力学指标相关性较好。(4)间歇性曝气-漏斗门式可渗透性反应墙的最佳水力停留时间为144 h,地下水氨氮浓度为4.1~6.0 mg N/L,稳定运行1年后污染羽空间分布模拟结果显示,修复区氨氮出水浓度低于0.36 mg N/L,硝酸盐氮和亚硝酸盐氮并未积累,二次有机污染风险低。反应单元吊装拼接、组合起吊可解决材料不易更换的难题;漏斗门式两翼防渗墙可实现氨氮重污染羽的精准捕获,淀粉改性赤铁矿可作为绿色经济、安全高效的填埋场地下水污染修复新材料。本研究可为我国填埋场地下水污染原位修复,提供理论支撑与工程经验参考。鉴于填埋场地下水污染的隐蔽性、修复治理工作的复杂性,建议后来者结合地下水数值模拟,开展不限于材料寿命评价、反应动力学演算的延续性研究。
刘思佳[9](2019)在《填埋腐殖质促进五氯苯酚的降解研究》文中进行了进一步梳理填埋是当今世界上最主要的生活垃圾处理方式。生活垃圾长期的堆积在填埋场中,经过一系列的反应和作用会产生大量含有腐殖质类物质的矿化垃圾。腐殖质因含有活性官能团而具有氧化还原能力,可以作为电子穿梭体,促进有机污染物的降解,进而改变污染物在微环境中的存在形态,降低其毒性。但目前关于垃圾填埋场中不同填埋阶段的腐殖质的组成结构演变及其降解污染物能力尚不清楚,尤其是填埋固态腐殖质和混合态腐殖土研究较少。针对以上问题,采集不同填埋年限生活垃圾,提取制备三种不同形式的腐殖质,通过元素分析、荧光、红外和核磁等手段对填埋腐殖质进行化学结构表征,观察填埋过程中腐殖质组成和结构的演变规律。开展填埋腐殖质促进五氯苯酚(Pentachlorophenol,PCP)还原降解特性研究,探究生活垃圾填埋腐殖质还原转化PCP效能,剖析填埋腐殖质组成和结构对PCP还原转化能力的影响。研究成果有助于解析填埋腐殖质对污染物的环境效应,为识别垃圾填埋场的环境风险以及填埋腐殖土作为廉价的土壤修复材料提供科学了依据,并取得如下成果:(1)对填埋腐殖质的组成结构演变规律进行分析,发现填埋初期溶解态腐殖质随着填埋深度的增加,芳香性减弱,分子量越少;填埋中后期随着填埋深度的增加,芳香性加强,分子量越大。填埋固态腐殖质中含有蛋白质类物质、类富里酸物质和类胡敏酸物质,在填埋初期含有较多的脂肪族物质、羧基/羰基和类腐殖质物质,在中后期以芳香结构和类蛋白物质为主。腐殖土中主要的碳组分是和烷基碳和芳香碳,在填埋初期的类蛋白物质和烷基碳含量较高,类腐殖质物质、芳香碳和羧基碳则主要出现在填埋中后期。(2)填埋腐殖质均能够作为电子介体,介导电子在MR-1与电子最终受体间的传递,从而有效促进PCP的还原。填埋腐殖质具有PCP还原转化能力归因其结构中含有羟基、羧基和醌基等电子转移功能基团,其含量高低将影响PCP还原脱氯效率。相比于填埋初期,填埋中后期溶解态腐殖质和固态腐殖质可以更为有效的促进PCP的深度脱氯。填埋腐殖土能够促进PCP微生物还原脱氯的原因是腐殖土中的无机矿物和有机质两者的共同作用,氧化亚铁、铁矿物和硅酸盐矿物是影响PCP脱氯的主要无机矿物。本研究通过探讨不同形态填埋腐殖质组成和结构变化对PCP的脱氯作用的影响,促进了我们对填埋腐殖质降解PCP能力的理解,为识别垃圾填埋场的环境风险以及填埋腐殖土作为廉价的土壤修复材料提供科学的依据。
李琦[10](2019)在《污泥干式厌氧发酵过程中腐殖酸的转化规律及其对产甲烷的影响》文中研究表明污泥干式厌氧发酵技术是当前污泥处理处置的有效技术之一,沼气产率、甲烷含量、发酵周期和有机质利用率是衡量干式厌氧发酵效果的重要指标。腐殖酸(Humic acid,简称HA)是污泥中有机物的主要组成部分,其结构中含有大量的羧基、羰基、羟基、酮基和醌基等官能团,具有复杂的氧化还原特性,对污泥发酵过程的甲烷产生具有一定的影响。本研究对HA影响污泥干式发酵产甲烷过程的机理进行探讨,采用市政污泥为发酵底物,开展不同HA含量的干式厌氧发酵实验,利用气相色谱、三维荧光光谱和傅里叶变换红外光谱等技术,分别检测沼气的甲烷含量、发酵液的挥发性脂肪酸(VFA)浓度,并表征HA的化学结构。分析了HA在发酵过程中的结构转化规律,研究了HA对污泥干式厌氧发酵产酸产甲烷过程的影响,为提升污泥干式厌氧发酵处理技术提供理论基础。主要的研究结果如下:(1)添加HA对污泥干式厌氧发酵甲烷产量总体呈现抑制作用,当HA含量为10%时,较空白组的累计甲烷产量略上升,但当HA含量为20%时,累计甲烷产量显着下降;利用Pearson相关性分析表明,添加HA在发酵初期与发酵末期对干式厌氧发酵产气的抑制程度较高,在发酵中期对产气量具有一定的促进作用;Gompertz方程拟合累计甲烷产量结果表明,当HA含量为10%,最大产甲烷速率有所提高;当HA含量为5%和10%时,提高了厌氧发酵的甲烷日产量峰值,但HA含量提高至15%和20%时,甲烷日产量峰值转为下降。(2)污泥与餐厨垃圾的混合物料中HA含量占溶解性有机质的含量比例约为1%-10%,类胡敏酸为干式厌氧发酵过程中的主要有机组分,类胡敏酸可以由木质素降解与微生物代谢产物产生,同时类富里酸与类胡敏酸相互转化;HA在干式厌氧发酵过程中化学结构特征变化主要为芳香族碳含量上升,脂肪族碳、羧基和羟基碳含量相对减少,HA结构的聚合度提高,在发酵后期,HA的芳构化程度明显增加,并且发酵过程中含氮化合物被降解,产生了酚、酯、醇以及多糖类化合物等。(3)HA对污泥干式厌氧发酵的产酸反应具有促进作用,添加HA后提高了发酵系统内的VFA浓度;乙酸为主要的发酵酸化产物,由于丙酸、丁酸和戊酸在产乙酸菌的作用下可被将降解为乙酸,促使乙酸浓度升高;利用Pearson相关性分析结果表明,HA主要在发酵前期对水解产酸起促进作用,在发酵后期对VFA产生呈抑制作用;HA对发酵系统内VFA浓度的影响变化与其对甲烷产生量的影响变化分析的规律相似,HA通过VFA产甲烷途径影响干式厌氧发酵的甲烷产量。
二、几种有机物料中类胡敏酸性质的比较(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、几种有机物料中类胡敏酸性质的比较(论文提纲范文)
(1)畜禽粪便堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)研究(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
第1章 绪论 |
1.1 研究背景和意义 |
1.2 畜禽粪便的危害和处理现状 |
1.2.1 畜禽粪便对环境的污染危害 |
1.2.2 畜禽粪便的资源化利用 |
1.3 腐殖质研究进展 |
1.3.1 腐殖质形成机理 |
1.3.2 腐殖质含量的变化 |
1.3.3 腐殖质光谱学性质 |
1.3.4 腐殖质电子转移能力研究 |
1.4 腐殖质对污染物的还原降解 |
1.5 研究内容和技术路线 |
1.5.1 研究思路 |
1.5.2 研究目标 |
1.5.3 研究内容 |
1.5.4 创新点 |
1.5.5 技术路线 |
第2章 材料与方法 |
2.1 实验材料 |
2.2 实验方案 |
2.3 堆肥样品常规指标检测方法 |
2.4 堆肥腐殖质提取与纯化 |
2.5 腐殖质结构与组分表征 |
2.6 堆肥腐殖质电子转移能力的测定 |
2.7 堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ) |
第3章 不同畜禽粪便堆肥样品常规理化指标特征 |
3.1 常规理化指标变化 |
3.1.1 温度的变化 |
3.1.2 含水率的变化 |
3.1.3 p H的变化 |
3.1.4 电导率(EC)的变化 |
3.1.5 有机质(OM)的变化 |
3.1.6 铵态氮(NH_4~+-N)和硝态氮(NO_3~--N)的变化 |
3.1.7 种子发芽指数(GI)的变化 |
3.1.8 元素组成变化 |
3.2 小结 |
第4章 鸡粪堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)研究 |
4.1 鸡粪堆肥过程腐殖质电子转移能力演变规律 |
4.2 鸡粪堆肥过程腐殖质组成结构变化特征 |
4.2.1 元素组成分析 |
4.2.2 紫外-可见吸收光谱分析 |
4.2.3 红外光谱分析 |
4.2.4 三维荧光光谱分析 |
4.3 鸡粪堆肥过程腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ) |
4.4 鸡粪堆肥腐殖质的组成结构对Cr(Ⅵ)还原能力影响 |
4.5 小结 |
第5章 猪粪堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)研究 |
5.1 猪粪堆肥过程腐殖质电子转移能力演变规律 |
5.2 猪粪堆肥过程腐殖质组成结构变化特征 |
5.2.1 元素组成分析 |
5.2.2 紫外-可见吸收光谱分析 |
5.2.3 红外光谱分析 |
5.2.4 三维荧光光谱分析 |
5.3 猪粪堆肥过程腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ) |
5.4 猪粪堆肥腐殖质的组成结构对Cr(Ⅵ)还原能力影响 |
5.5 小结 |
第6章 结论与展望 |
6.1 结论 |
6.2 展望 |
参考文献 |
个人简介及硕士期间取得的科研成果 |
致谢 |
(2)胡敏酸来源和提取次数对碳纳米管分散性的影响(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
第一章 绪论 |
1.1 研究意义 |
1.2 研究目的 |
1.3 研究内容 |
第二章 研究进展 |
2.1 碳纳米管 |
2.2 碳纳米管的环境风险 |
2.3 碳纳米管吸附剂 |
2.3.1 碳纳米管吸附剂的研究进展 |
2.3.2 碳纳米管对有机化合物的吸附 |
2.3.3 碳纳米管对溶解性有机质的吸附 |
2.3.4 吸附模型介绍 |
2.4 碳纳米管悬浮行为研究 |
2.4.1 碳纳米管在水体中的聚集和沉积 |
2.4.2 碳纳米管在水体中分散机理 |
2.4.3 影响碳纳米管悬浮因素 |
2.5 腐殖质研究进展 |
2.5.1 腐殖质介绍 |
2.5.2 腐殖酸表征方法原理 |
2.6 二维吸收光谱 |
2.7 Shannon-Wiener多样性指数 |
第三章 研究方法 |
3.1 实验材料及使用仪器 |
3.1.1 实验药品及仪器 |
3.1.2 胡敏酸制备 |
3.1.3 多壁碳纳米管 |
3.2 胡敏酸的表征方法 |
3.2.1 灰分分析 |
3.2.2 元素分析 |
3.2.3 高效液相色谱(HPLC)分析 |
3.2.4 紫外-可见光分光光度法分析 |
3.2.5 傅里叶红外变换分析 |
3.2.6 拉曼光谱分析 |
3.2.7 ~(13)C核磁共振测定 |
3.2.8 三维荧光光谱测定 |
3.2.9 电子顺磁共振波谱(EPR)测定 |
3.3 碳纳米管的吸附—悬浮实验 |
3.3.1 胡敏酸浓度测定 |
3.3.2 胡敏酸在多壁碳纳米管上的吸附悬浮实验 |
3.3.3 吸附等温线实验设计 |
3.3.4 吸附悬浮后碳纳米管粒径和Zate位测定 |
3.4 多样性指数数据处理方法 |
第四章 胡敏酸表征分析 |
4.1 灰分分析及元素分析 |
4.2 高效液相色谱分析 |
4.3 紫外-可见光分光光度法分析 |
4.4 傅里叶红外变换分析 |
4.5 拉曼光谱分析 |
4.6 ~(13)C核磁共振分析 |
4.7 三维荧光光谱分析 |
4.8 胡敏酸的自由基 |
4.8.1 不同源胡敏酸的自由基特征 |
4.8.2 胡敏酸极性和结构与自由基特征的关联 |
4.8.3 分子量对EPFRs的影响 |
4.8.4 胡敏酸分子特征对EPFRs的影响 |
4.9 本章小结 |
第五章 胡敏酸在MH上吸附 |
5.1 不同地区及不同提取次数HAs在MH上的吸附等温线 |
5.2 HAs的性质对胡敏酸在MH上吸附量的影响及吸附机理 |
5.3 本章小结 |
第六章 胡敏酸对MH悬浮的影响 |
6.1 MH吸附不同提取次数胡敏酸后的悬浮结果 |
6.2 胡敏酸的性质对MH吸附HAs后悬浮的影响及机理 |
6.3 悬浮后MH的粒径分布和Zate位 |
6.4 胡敏酸组分多样性 |
6.5 胡敏酸不同组分碳的多样性指数与 MH 悬浮的关联 |
6.6 本章小结 |
第七章 结论 |
7.1 结果讨论 |
致谢 |
参考文献 |
附录 A 攻读硕士学位期间的成果 |
(3)两种脱水污泥堆肥过程腐殖质和电子转移转化规律研究(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
第1章 绪论 |
1.1 研究背景和意义 |
1.2 研究进展 |
1.2.1 污泥的基本性质和处理处置现状 |
1.2.2 堆肥过程中腐殖质研究进展 |
1.3 研究内容和技术路线 |
1.3.1 研究思路 |
1.3.2 研究目标 |
1.3.3 研究内容 |
1.3.4 创新点 |
1.3.5 技术路线 |
第2章 材料与方法 |
2.1 堆肥材料和样品采集处理 |
2.1.1 堆肥材料 |
2.1.2 堆肥方案设计 |
2.1.3 样品采集 |
2.1.4 理化参数的测定 |
2.1.5 腐殖质的提取 |
2.2 有机物电子转移能力测定 |
2.3 有机物结构与组分表征 |
第3章 污泥堆肥中基础理化性质的变化 |
3.1 理化性质变化 |
3.1.1 BS和CS的温度变化 |
3.1.2 BS和CS的pH值变化 |
3.1.3 BS和CS的含水率变化 |
3.1.4 BS和CS的有机质变化 |
3.1.5 氮素的过程变化 |
3.1.6 C/H/S/N/O的变化 |
3.2 小结 |
第4章 常规污泥堆肥过程中腐殖质有机结构演变特征 |
4.1 堆肥过程中结构演变特征 |
4.1.1 傅里叶红外光谱的分析 |
4.1.2 紫外可见分光光度计分析 |
4.1.3 三维荧光光谱的分析 |
4.2 堆肥过程中电子转移能力演变 |
4.2.1 电子转移能力测定分析 |
4.2.2 有机结构对EAC/EDC的影响 |
4.3 小结 |
第5章 生物沥浸深度脱水污泥堆肥过程中腐殖质有机结构演变特征 |
5.1 堆肥过程中结构演变特征 |
5.1.1 傅里叶红外光谱的分析 |
5.1.2 紫外可见分光光度计分析 |
5.1.3 三维荧光光谱的分析 |
5.2 堆肥过程中电子转移能力演变 |
5.2.1 电子转移能力测定分析 |
5.2.2 有机结构对EAC/EDC的影响 |
5.3 小结 |
第6章 综合结论与展望 |
6.1 结论 |
6.2 展望 |
参考文献 |
个人简历及发表的学术论文 |
致谢 |
(4)渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究(论文提纲范文)
摘要 |
ABSTRACT |
第一章 绪论 |
1.1 课题来源及背景 |
1.2 渗滤液浓缩液特征 |
1.2.1 浓缩液产生源 |
1.2.2 水质特性 |
1.3 渗滤液浓缩液关键技术 |
1.3.1 异地处置 |
1.3.2 就地减量 |
1.3.3 填埋场回灌 |
1.3.4 就地无害化处理 |
1.4 臭氧氧化强化技术进展 |
1.4.1 微纳米臭氧氧化技术 |
1.4.2 催化臭氧氧化技术 |
1.4.3 超重力协同臭氧耦合技术 |
1.4.4 过氧化氢协同臭氧耦合技术 |
1.4.5 紫外光协同臭氧耦合技术 |
1.4.6 电化学协同臭氧耦合技术 |
1.5 研究目的与研究内容 |
1.5.1 研究目的与意义 |
1.5.2 研究内容 |
1.5.3 技术路线 |
第二章 实验装置与分析方法 |
2.1 浓缩液性质及预处理 |
2.1.1 样品来源及性质 |
2.1.2 样品预处理 |
2.2 实验装置设计 |
2.3 污染物指标分析方法 |
2.3.1 常规指标 |
2.3.2 重金属 |
2.3.3 新型污染物 |
2.4 有机物含量测定方法 |
2.4.1 腐殖质提取 |
2.4.2 分子量分布 |
2.4.3 紫外吸收光谱 |
2.4.4 三维荧光光谱 |
2.4.5 傅立叶变换离子回旋共振质谱 |
2.5 活性氧化物质分析方法 |
2.5.1 臭氧含量分析 |
2.5.2 羟基自由基含量分析 |
2.5.3 过氧化氢含量分析 |
2.5.4 活性氯含量分析 |
2.6 风险评估方法 |
2.6.1 生态风险评估 |
2.6.2 毒性含量评估 |
第三章 渗滤液浓缩液特征识别及风险评估研究 |
3.1 浓缩液基本理化性质 |
3.1.1 常规指标 |
3.1.2 重金属 |
3.2 浓缩液新型污染物分布特征 |
3.2.1 农药 |
3.2.2 抗生素 |
3.2.3 抗性基因 |
3.3 新型污染物与常规指标相关性分析 |
3.3.1 重金属与其他常规指标的相关性分析 |
3.3.2 农药与常规指标相关性分析 |
3.3.3 抗生素/抗性基因与常规指标相关性分析 |
3.4 浓缩液风险评估 |
3.4.1 重金属毒性风险及排放估计 |
3.4.2 农药生态风险及排放估计 |
3.4.3 抗生素生态风险及排放估计 |
3.5 本章小结 |
第四章 微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
4.1 影响条件优化 |
4.1.1 气泡尺寸 |
4.1.2 臭氧投加量 |
4.1.3 初始pH |
4.1.4 反应时间 |
4.2 有机物转化过程特性 |
4.2.1 不同组分特征变化 |
4.2.2 分子量特征变化 |
4.3 活性物质作用效能分析 |
4.3.1 气含率 |
4.3.2 溶解臭氧浓度 |
4.3.3 羟基自由基 |
4.4 本章小结 |
第五章 E~+-微纳米O_3降解浓缩液有机物效能 |
5.1 耦合作用效能及影响因素 |
5.1.1 初始pH |
5.1.2 电流密度 |
5.1.3 极板位置 |
5.1.4 通电模式 |
5.2 有机物转化过程特性 |
5.2.1 不同组分特征变化 |
5.2.2 等效双键特征变化 |
5.2.3 分子水平特征变化 |
5.3 活性物质作用效能分析 |
5.3.1 溶解臭氧浓度 |
5.3.2 羟基自由基 |
5.3.3 过氧化氢 |
5.3.4 活性氯 |
5.3.5 活性物质耦合机制 |
5.4 本章小结 |
第六章 E~+-微纳米O_3同步去除浓缩液典型新型污染物效能 |
6.1 诺氟沙星降解影响效能分析 |
6.1.1 初始pH的影响 |
6.1.2 电流密度的影响 |
6.1.3 多底物因素的影响 |
6.2 E~+-微纳米O_3降解诺氟沙星机理分析 |
6.2.1 NOR~(+,0)降解路径分析 |
6.2.2 NOR~(+,-)降解路径分析 |
6.2.3 NOR~(0,-)降解路径分析 |
6.2.4 机理剖析 |
6.3 浓缩液诺氟沙星降解及环境影响分析 |
6.4 本章小结 |
第七章 结论与展望 |
7.1 结论 |
7.2 创新点 |
7.3 展望 |
参考文献 |
攻读博士学位的科研成果 |
附录 中英文名称对照 |
(5)沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
第一章 绪论 |
1.1 概述 |
1.1.1 沼渣的产生与特性 |
1.1.2 沼渣处置现状与资源化利用 |
1.2 国内外固体废弃物堆肥研究现状 |
1.2.1 影响堆肥腐熟的因素 |
1.2.2 木质纤维素的降解 |
1.2.3 腐殖质的形成 |
1.2.4 沼渣的好氧堆肥 |
1.3 堆肥的应用 |
1.3.1 作为有机肥 |
1.3.2 作为土壤改良剂 |
1.4 本论文主要研究内容 |
1.4.1 理论依据和研究意义 |
1.4.2 本论文主要研究内容 |
1.4.3 技术路线 |
第二章 不同原料沼渣好氧堆肥效果研究 |
2.1 前言 |
2.2 材料与方法 |
2.2.1 实验材料 |
2.2.2 实验设计及样品的采集 |
2.2.3 测定方法 |
2.2.4 数据处理与分析 |
2.3 结果与讨论 |
2.3.1 堆肥过程中理化性质变化 |
2.3.2 堆肥前后养分及重金属含量的变化 |
2.3.3 酶活性的变化 |
2.3.4 腐殖化程度变化 |
2.3.5 三维荧光光谱分析 |
2.3.6 不同原料沼渣堆肥品质的评价 |
2.4 本章小结 |
第三章 沼渣配比对好氧堆肥过程的调控研究 |
3.1 前言 |
3.2 材料与方法 |
3.2.1 实验材料 |
3.2.2 实验设计及样品采集 |
3.2.3 分析方法 |
3.2.4 数据处理与统计 |
3.3 结果与讨论 |
3.3.1 理化性质变化 |
3.3.2 纤维素、半纤维素及木质素相对含量变化 |
3.3.3 腐殖化程度变化 |
3.3.4 三维荧光光谱分析 |
3.3.5 细胞活性分析 |
3.3.6 堆肥过程中沼渣含量与各参数的相关性分析 |
3.4 本章小结 |
第四章 堆肥中的微生物群落对接种白腐菌的响应研究 |
4.1 前言 |
4.2 材料与方法 |
4.2.1 实验材料 |
4.2.2 实验设计与样品采集 |
4.2.3 分析方法 |
4.2.4 数据处理与统计 |
4.3 结果与讨论 |
4.3.1 有机质与总氮的变化 |
4.3.2 NH_4~+-N与 NO_3~--N的变化 |
4.3.3 木质纤维素含量的变化 |
4.3.4 腐殖质各组分含量的变化 |
4.3.5 堆肥过程中微生物群落多样性的变化 |
4.3.6 微生物群落与木质纤维素降解和腐殖质形成的相关性 |
4.4 本章小结 |
第五章 堆肥微生物利用不同碳源形成腐殖质过程研究 |
5.1 前言 |
5.2 材料与方法 |
5.2.1 实验材料 |
5.2.2 实验设计与样品采集 |
5.2.3 测定项目与方法 |
5.2.4 数据处理与分析 |
5.3 结果与讨论 |
5.3.1 Zeta电位变化 |
5.3.2 E4/E6和△lgK |
5.3.3 傅里叶变换红外光谱分析 |
5.3.4 元素分析 |
5.3.5 三维荧光光谱分析 |
5.3.6 堆肥微生物利用葡萄糖、羧甲基纤维素钠和木质素形成腐殖质的过程 |
5.4 本章小结 |
第六章 堆肥对镉污染土壤及小白菜生长的影响 |
6.1 前言 |
6.2 材料与方法 |
6.2.1 实验材料 |
6.2.2 实验设计与样品 |
6.2.3 实验方法 |
6.2.4 数据处理与统计 |
6.3 结果与讨论 |
6.3.1 土壤中镉形态的变化 |
6.3.2 土壤理化性质的变化 |
6.3.3 小白菜对镉吸收量的变化 |
6.3.4 小白菜叶绿素含量和生物量的变化 |
6.3.5 小白菜活性氧的变化 |
6.3.6 小白菜抗氧化酶活性的变化 |
6.3.7 小白菜丙二醛含量的变化 |
6.4 本章小结 |
主要结论与展望 |
主要结论 |
展望 |
论文创新点 |
致谢 |
参考文献 |
附录Ⅰ:作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
附录Ⅱ:简写缩略表 |
(6)有机物料添加对退化黑土无机氮及腐殖酸组分的模拟研究(论文提纲范文)
摘要 |
英文摘要 |
1 前言 |
1.1 研究背景及目的意义 |
1.2 国内外研究动态 |
1.2.1 黑土有机质现状 |
1.2.2 有机物料添加对土壤腐殖质影响研究 |
1.2.3 有机物料添加对土壤无机氮的影响 |
1.2.4 有机物料添加对土壤酶活性的影响 |
1.2.5 腐殖酸结构分析方法 |
1.3 研究目的与内容 |
1.3.1 研究目的 |
1.3.2 研究内容 |
1.4 课题来源 |
2 材料与方法 |
2.1 试验地概况及供试土壤样品采集 |
2.2 试验设计 |
2.3 土壤样品采集 |
2.4 测定项目及方法 |
2.4.1 土壤基本理化性质的测定 |
2.4.2 土壤酶测定 |
2.4.3 土壤硝化潜势测定 |
2.4.4 土壤固定态铵测定 |
2.4.5 土壤矿化碳的测定 |
2.4.6 土壤富里酸和胡敏酸提取 |
2.5 数据分析 |
3 结果分析 |
3.1 添加不同有机物料处理土壤基本理化性质变化 |
3.2 添加不同有机物料处理土壤无机氮素变化 |
3.2.1 土壤铵态氮变化 |
3.2.2 土壤硝态氮变化 |
3.2.3 土壤硝化潜势变化 |
3.2.4 土壤固定态铵变化 |
3.2.5 土壤基础指标与无机氮素的相关分析 |
3.3 添加不同有机物料处理土壤中腐殖质的变化 |
3.3.1 土壤矿化碳的变化 |
3.3.2 土壤富里酸三维荧光光谱参数差异 |
3.3.3 土壤富里酸平行因子分析 |
3.3.4 土壤胡敏酸三维荧光光谱参数差异 |
3.3.5 土壤胡敏酸平行因子分析 |
3.4 添加不同有机物料处理土壤酶活性的变化 |
3.5 添加不同有机物料土壤各形态氮素与腐殖酸组分之间相关关系分析 |
4 讨论 |
4.1 添加不同有机物料对土壤无机氮素的影响 |
4.2 添加不同有机物料对土壤矿化碳的影响 |
4.3 添加不同有机物料对土壤腐殖酸组分的影响 |
4.4 添加不同有机物料对土壤酶活性的影响 |
5 结论 |
致谢 |
参考文献 |
攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
(7)河套灌区土壤溶解性有机质光谱指纹特征研究(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
1 绪论 |
1.1 研究背景及其意义 |
1.1.1 研究背景 |
1.1.2 研究意义 |
1.2 国内外研究现状 |
1.2.1 土壤DOM的来源与性质 |
1.2.2 土壤DOM的环境意义 |
1.2.3 土壤DOM光谱特征研究 |
1.3 研究内容与技术路线 |
1.3.1 研究内容 |
1.3.2 技术路线 |
1.3.3 创新点 |
2 材料与方法 |
2.1 研究区概况 |
2.1.1 地理位置 |
2.1.2 地质地形 |
2.1.3 气象气候 |
2.1.4 土壤性质 |
2.1.5 水文水系 |
2.2 样品采集及预处理 |
2.3 土壤理化特征分析 |
2.4 DOM提取与光谱检测 |
2.4.1 土壤DOM提取 |
2.4.2 UV-Vis检测 |
2.4.3 FTIR检测 |
2.4.4 SFS检测 |
2.4.5 三维荧光光谱检测 |
2.5 数据处理分析 |
2.5.1 数理统计 |
2.5.2 二维相关 |
2.5.3 自组织神经网络 |
2.5.4 结构方程模型 |
3 土壤理化特征分析 |
3.1 物理化学特征分析 |
3.2 土壤可溶性离子特征分析 |
3.3 相关性分析 |
3.4 本章小结 |
4 基于光谱的土壤DOM组成结构特征的研究 |
4.1 土壤DOM紫外可见光谱(UV-Vis)特征研究 |
4.1.1 UV-Vis特征分析 |
4.1.2 特征吸收值SUVA254nm分析 |
4.1.3 比值分析 |
4.1.4 面积分析 |
4.1.5 相关性分析 |
4.2 土壤DOM傅里叶红外光谱(FTIR)特征研究 |
4.3 土壤DOM同步荧光光谱(SFS)的研究 |
4.3.1 SFS特征分析 |
4.3.2 SFS因子分析 |
4.4 土壤DOM三维荧光光谱的研究 |
4.4.1 三维荧光光谱特征 |
4.4.2 三维荧光自组织神经网络分析 |
4.4.3 荧光光谱指数分析 |
4.4.4 分类与回归树分析 |
4.5 本章小结 |
5 基于二维相关土壤DOM组分与官能团协变特征的研究 |
5.1 SFS的2D-COS分析 |
5.1.1 SFS的2D-COS同谱同步分析 |
5.1.2 SFS的2D-COS同谱异步分析 |
5.2 FTIR的2D-COS分析 |
5.2.1 FTIR的2D-COS同谱同步分析 |
5.2.2 FTIR的2D-COS同谱异步分析 |
5.3 SFS与 FTIR的2D-COS异谱分析 |
5.3.1 2D-COS异谱同步分析 |
5.3.2 2D-COS异谱异步分析 |
5.4 本章小结 |
6 基于SEM模型的土壤腐殖化程度与环境因素的响应机制 |
6.1 典范对应分析(CCA)确定环境因子 |
6.2 SEM的模型构建 |
6.2.1 构建概念模型 |
6.2.2 模型的估计与拟合评价 |
6.3 计算环境指标得分 |
6.4 环境因素对土壤腐殖化程度影响权重分析 |
6.5 本章小结 |
7 结论与展望 |
7.1 结论 |
7.2 不足与展望 |
参考文献 |
攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
致谢 |
(8)基于赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原的填埋场地下水氨氮、有机污染原位修复技术(论文提纲范文)
摘要 |
ABSTRACT |
第1章 绪论 |
1.1 课题来源 |
1.2 研究背景 |
1.2.1 生活垃圾填埋及垃圾渗滤液危害 |
1.2.1.1 生活垃圾填埋进程 |
1.2.1.2 垃圾填埋场渗滤液的产生及危害 |
1.2.2 生活垃圾填埋场地下水氨氮、有机污染特征 |
1.2.2.1 填埋场地下水污染过程 |
1.2.2.2 填埋场地下水氨氮污染特征 |
1.2.2.3 填埋场地下水有机污染特征 |
1.2.2.4 填埋场地下水DOM分布特征 |
1.2.3 Fe(Ⅲ)生物还原去除地下水氨氮有机物 |
1.2.3.1 Fe(Ⅲ)生物还原去除氨氮 |
1.2.3.2 Fe(Ⅲ)生物还原去除有机物 |
1.2.4 Fe(Ⅲ)矿物生物还原的反应机制 |
1.2.4.1 Fe(Ⅲ)矿物生物还原的反应机理 |
1.2.4.2 Fe(Ⅲ)生物可利用性的促进方法 |
1.2.5 赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原法在地下水修复中的应用 |
1.2.5.1 原位注入技术 |
1.2.5.2 可渗透式反应墙修复技术 |
1.2.5.3 坎儿井式修复技术 |
1.3 研究目的及意义 |
1.4 关键科学问题与创新点 |
1.5 研究内容与技术路线 |
第2章 赤铁矿生物还原对氨氮有机物的去除效能与评价 |
2.1 引言 |
2.2 材料与方法 |
2.2.1 批实验评价 |
2.2.1.1 赤铁矿及改性流程 |
2.2.1.2 实验用水及水质 |
2.2.1.3 微生物驯化与培养 |
2.2.1.4 实验方案设计 |
2.2.1.5 分析测试方法 |
2.2.2 柱实验评价 |
2.2.2.1 柱实验装置构建 |
2.2.2.2 实验用水及水质 |
2.2.2.3 填充介质与微生物挂膜 |
2.2.2.4 实验方案设计 |
2.2.2.5 分析测试方法 |
2.3 结果与讨论 |
2.3.1 批实验评价污染物去除效能 |
2.3.1.1 有机物去除效能 |
2.3.1.2 氨氮去除效能 |
2.3.1.3 Fe(Ⅲ)还原效能 |
2.3.1.4 Fe(Ⅲ)生物可利用性的强化效能 |
2.3.2 柱实验评价污染物去除效能 |
2.3.2.1 氨氮去除效果 |
2.3.2.2 有机物去除效能 |
2.3.2.3 Fe(Ⅲ)还原效能 |
2.3.2.4 反应介质渗透性效能 |
2.4 本章小结 |
第3章 赤铁矿生物还原去除氨氮有机物的反应机制 |
3.1 引言 |
3.2 材料与方法 |
3.2.1 固相材料表征 |
3.2.1.1 XRD |
3.2.1.2 XPS |
3.2.1.3 SEM-EDS |
3.2.1.4 AFM |
3.2.1.5 Zeta电位 |
3.2.2 特征官能团表征 |
3.2.2.1 冷冻干燥流程 |
3.2.2.2 红外-拉曼光谱 |
3.2.3 微生物群落结构分析 |
3.2.3.1 微生物生物膜提取 |
3.2.3.2 DNA提取和PCR扩增 |
3.2.3.3 Illumina Miseq测序 |
3.3 结果与讨论 |
3.3.1 天然赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原的反应机制 |
3.3.1.1 本底腐殖质在赤铁矿还原性溶解中的作用 |
3.3.1.2 赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原前后形貌变化 |
3.3.1.3 功能微生物在赤铁矿还原过程的作用 |
3.3.2 淀粉改性赤铁矿促进Fe(Ⅲ)生物还原机制 |
3.3.2.1 改性淀粉负载至赤铁矿后形貌变化 |
3.3.2.2 改性淀粉负载至赤铁矿后Zeta电位变化 |
3.3.2.3 改性淀粉负载至赤铁矿后表面官能团变化 |
3.4 本章小结 |
第4章 典型填埋场地下水碳氮污染特征和DOM变化规律 |
4.1 引言 |
4.2 材料与方法 |
4.2.1 填埋场场地基本特征描述 |
4.2.2 采样点布设与取样 |
4.2.3 分析测试 |
4.2.3.1 常规指标测试 |
4.2.3.2 光谱学指标测试 |
4.2.3.3 数据分析 |
4.3 结果与讨论 |
4.3.1 地下水污染物分布特征 |
4.3.1.1 氨氮 |
4.3.1.2 硝酸盐氮 |
4.3.1.3 亚硝酸盐氮 |
4.3.1.4 有机污染物 |
4.3.2 地下水DOM迁移转化规律 |
4.3.2.1 DOM组分及来源 |
4.3.2.2 DOM空间分布及演替特征 |
4.3.2.3 水化学与DOM动力学的响应关系 |
4.4 本章小结 |
第5章 填埋场地下水污染原位生物修复技术研发及工程应用 |
5.1 引言 |
5.2 材料与方法 |
5.2.1 修复技术比选 |
5.2.2 反应介质制备 |
5.2.3 PRB工程建设点的选择 |
5.2.4 修复技术研发与施工 |
5.2.5 采样周期与分析检测 |
5.3 结果与讨论 |
5.3.1 PRB工程对地下水流场的影响 |
5.3.2 氨氮污染修复效果 |
5.3.3 修复后潜水污染羽空间分布模拟 |
5.4 本章小结 |
第6章 结论与展望 |
6.1 结论 |
6.2 展望 |
作者在攻读博士学位期间参与的科研项目 |
作者在攻读博士学位期间公开发表的成果 |
参考文献 |
致谢 |
(9)填埋腐殖质促进五氯苯酚的降解研究(论文提纲范文)
摘要 |
Abstract |
第1章 绪论 |
1.1 研究背景与研究意义 |
1.2 腐殖质研究进展 |
1.2.1 腐殖质的基本特征及性质 |
1.2.2 腐殖质的氧化还原能力 |
1.2.3 腐殖质促进五氯苯酚的降解 |
1.3 问题的提出、研究目标和内容 |
1.3.1 提出问题 |
1.3.2 研究目标 |
1.3.3 研究内容 |
1.4 总体研究思路与技术路线 |
1.4.1 总体思路 |
1.4.2 技术路线 |
1.5 本研究特色与创新之处 |
第2章 材料与方法 |
2.1 实验试剂及主要仪器 |
2.2 填埋腐殖质提取与纯化 |
2.3 填埋腐殖质理化指标及光谱测定 |
2.3.1 DOC浓度测定 |
2.3.2 元素分析测定 |
2.3.3 核磁共振光谱测定 |
2.3.4 红外光谱测定 |
2.3.5 三维荧光扫描 |
2.3.6 二维相关光谱分析 |
2.4 填埋腐殖质促进五氯苯酚的降解 |
第3章 溶解态填埋腐殖质促进五氯苯酚的降解研究 |
3.1 填埋过程中溶解态腐殖质组成结构演变规律 |
3.1.1 2D FTIR相关光谱研究溶解态腐殖质的演化 |
3.1.2 2D同步荧光相关光谱研究溶解态腐殖质的演化 |
3.1.3 2D FTIR/同步荧光异质相关光谱分析 |
3.2 溶解态填埋腐殖质微生物还原条件下促进PCP还原脱氯 |
3.3 不同填埋阶段溶解态腐殖质对PCP还原脱氯的影响 |
3.4 溶解态填埋腐殖质结构对PCP还原脱氯能力的影响 |
3.5 本章小结 |
第4章 固态填埋腐殖质对五氯苯酚的降解研究 |
4.1 填埋过程中固态腐殖质组成结构演变规律 |
4.1.1 元素组成分析 |
4.1.2 三维荧光光谱分析 |
4.1.3 红外光谱分析 |
4.1.4 核磁光谱分析 |
4.1.5 2D相关光谱研究固态腐殖质的演化 |
4.2 固态填埋腐殖质微生物还原条件下促进PCP还原脱氯 |
4.3 不同填埋阶段固态腐殖质对PCP还原脱氯的影响 |
4.4 固态填埋腐殖质物结构对PCP还原脱氯能力的影响 |
4.5 本章小结 |
第5章 填埋腐殖土对五氯苯酚的降解研究 |
5.1 填埋过程中腐殖土组成结构演变规律 |
5.1.1 元素组成分析 |
5.1.2 三维荧光光谱分析 |
5.1.3 红外光谱分析 |
5.1.4 核磁光谱分析 |
5.1.5 2D相关光谱研究腐殖土的演化 |
5.2 填埋腐殖土微生物还原条件下促进PCP还原脱氯 |
5.3 不同填埋阶段固态腐殖质对PCP还原脱氯的影响 |
5.4 填埋腐殖土结构对PCP还原脱氯能力的影响 |
5.5 本章小结 |
第6章 结论与展望 |
6.1 主要研究结论 |
6.2 研究展望 |
参考文献 |
个人简历及硕士期间的研究成果 |
致谢 |
(10)污泥干式厌氧发酵过程中腐殖酸的转化规律及其对产甲烷的影响(论文提纲范文)
摘要 |
ABSTRACT |
第一章 绪论 |
1.1 污泥概述 |
1.1.1 城市污泥的产生现状 |
1.1.2 污泥的特点及危害 |
1.1.3 污泥处理处置技术类型 |
1.2 污泥干式厌氧发酵产甲烷的研究现状 |
1.2.1 污泥干式厌氧发酵产甲烷的途径 |
1.2.2 污泥干式厌氧发酵产甲烷的影响因素 |
1.3 腐殖酸对厌氧发酵产甲烷影响的研究现状 |
1.3.1 腐殖酸的化学结构及性质 |
1.3.2 污泥中腐殖酸的来源及特点 |
1.3.3 腐殖酸影响厌氧发酵产甲烷的研究进展 |
1.4 当前存在的科学问题 |
1.5 研究的目的及意义 |
1.6 研究内容及技术路线 |
第二章 实验材料与方法 |
2.1 实验材料 |
2.2 实验装置 |
2.3 实验方法 |
2.4 分析测试方法 |
2.5 数据分析 |
第三章 腐殖酸对干式厌氧发酵产甲烷的影响规律 |
3.1 腐殖酸对产气特性的影响 |
3.1.1 腐殖酸对沼气组分及体积分数变化的影响 |
3.1.2 腐殖酸对日产甲烷量变化的影响 |
3.1.3 腐殖酸对累计产甲烷量变化的影响 |
3.2 腐殖酸对发酵系统稳定性变化的影响 |
3.2.1 腐殖酸对COD浓度变化的影响 |
3.2.2 腐殖酸对氨氮浓度变化的影响 |
3.2.3 腐殖酸对TS与 VS变化的影响 |
3.3 腐殖酸含量对累计甲烷产量的影响分析 |
3.4 本章小结 |
第四章 腐殖酸在干式厌氧发酵过程中的转化规律 |
4.1 腐殖酸在干式厌氧发酵过程中的含量变化 |
4.1.1 腐殖酸含量变化 |
4.1.2 HA/DOM比值变化 |
4.2 腐殖酸在干式厌氧发酵过程中的三维荧光特征变化 |
4.3 腐殖酸在干式厌氧发酵过程中的红外光谱特征变化 |
4.4 本章小结 |
第五章 腐殖酸对干式厌氧发酵产酸的影响规律 |
5.1 腐殖酸对VFA浓度及pH变化的影响 |
5.1.1 腐殖酸对VFA浓度变化的影响 |
5.1.2 腐殖酸对pH变化的影响 |
5.2 腐殖酸对单酸浓度变化的影响 |
5.2.1 腐殖酸对发酵前期单酸比例变化的影响 |
5.2.2 腐殖酸对各单酸浓度变化的影响 |
5.3 腐殖酸含量对VFA产率和甲烷产率的影响分析 |
5.4 本章小结 |
第六章 结论与展望 |
6.1 结论 |
6.2 展望 |
参考文献 |
致谢 |
攻读学位期间发表的学术论文目录 |
四、几种有机物料中类胡敏酸性质的比较(论文参考文献)
- [1]畜禽粪便堆肥腐殖质促进微生物还原Cr(Ⅵ)研究[D]. 黄宏伟. 桂林理工大学, 2021(01)
- [2]胡敏酸来源和提取次数对碳纳米管分散性的影响[D]. 鲁遥. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]两种脱水污泥堆肥过程腐殖质和电子转移转化规律研究[D]. 曾惠婷. 桂林理工大学, 2020(07)
- [4]渗滤液浓缩液特征识别及E+-微纳米O3耦合去除其污染物过程研究[D]. 王辉. 上海交通大学, 2020
- [5]沼渣好氧堆肥腐殖化过程及其调控机制研究[D]. 白玲. 江南大学, 2020(01)
- [6]有机物料添加对退化黑土无机氮及腐殖酸组分的模拟研究[D]. 张泽慧. 东北农业大学, 2020(04)
- [7]河套灌区土壤溶解性有机质光谱指纹特征研究[D]. 陈营营. 山东师范大学, 2020(08)
- [8]基于赤铁矿Fe(Ⅲ)生物还原的填埋场地下水氨氮、有机污染原位修复技术[D]. 姜玉. 上海大学, 2020
- [9]填埋腐殖质促进五氯苯酚的降解研究[D]. 刘思佳. 桂林理工大学, 2019(05)
- [10]污泥干式厌氧发酵过程中腐殖酸的转化规律及其对产甲烷的影响[D]. 李琦. 太原理工大学, 2019(08)