一、Influence of packing media on nitrogen removal in a subsurface infiltration system（论文文献综述）
关佳佳[1]（2021）在《污水地下渗滤系统的研究现状、存在问题及改进措施概述》文中进行了进一步梳理污水地下渗滤系统被广泛用于没有完善污水管网系统的农村地区分散式生活污水的处理,在评估其处理能力时,有限的脱氮能力仍然是制约传统污水地下渗滤系统的瓶颈。围绕污水地下渗滤系统的研究热点、存在问题及改进措施三方面进行综述,为污水地下渗滤系统在分散式生活污水处理中的应用提供借鉴。
骆辉[2]（2021）在《路面径流生态阻控技术及其作用机制研究》文中研究指明面对城市化进程的加快所引发的“城市内涝、水污染严重”等社会和生态环境问题,亟需对城市雨水径流加以有效控制及利用。目前在海绵城市建设中,使用了大量的净化材料和阻滞模块,但其在特定的水质水量条件下削减能力、净化材料污染累积程度以及对地下水生态的影响等方面尚缺乏系统的研究。本论文在传统低影响开发技术基础上,根据城市道路雨水径流水质水量特征与迁移路径设计路面径流生态阻控组合系统,该系统主要包括透水路面、改良生物滞留系统等原位过滤技术和生态沟渠等关键单元,通过径流“蓄渗净排”,实现道路面源污染净化。考察了各单元和组合系统对径流污染的削减特性,优化了路面径流污染生物生态阻控技术的运行工艺参数,并对其作用机制进行研究。主要研究结论如下:（1）构建了钢渣透水砖（SP-B）、陶瓷透水砖（CP-B-陶瓷）、水泥透水砖（CP-B-水泥）、透水沥青路面（PAP）4种不同类型透水路面系统,其净化效能结果表明,随着降雨时间的延长,透水路面渗透出流水质总体变差,4种透水路面出流水质均为劣Ⅴ类,不同类型透水路面出水水质排序为:SP-B>CP-B-陶瓷>CP-B-水泥>PAP。相对于初期入渗径流,透水路面对雨水径流中氮、磷和重金属等污染物均有一定的控制效果,但出水水质仍无法达到地表Ⅴ类水标准。4种透水路面对热污染负荷削减的能力依次为:SP-B>CP-B-水泥>CP-B-陶瓷>PAP,透水沥青路面的热污染负荷削减率低于20%;入渗径流温度越高,降雨重现期越大,热污染削减率越高。重金属在路基土表层的污染程度显着高于中下层,在10～40cm深度范围路基土仍受到中度污染,Cu和Pb对污染指数贡献率较高。透水路面下渗携带的重金属在路基土中的积累和淋溶风险在长期运行中需要引起重视。（2）构建了3组滞留系统,通过模拟降雨实验发现滞留系统对污染物的削减能力排序如下:沙土填料+5%生物炭（BSM+5%BC）>沙土填料+5%生物炭+生物基质（BSM+5%BC+生物基质）>沙土填料（BSM）;基于试验结果,以基质因子和渗透系数表征生物滞留系统的基本特性,同时考虑进水污染物浓度、设计重现期和雨前干燥期的影响,采用多元二次回归方程建立了水量调控、污染物去除和影响因素之间的定量耦合关系模型,可用于估算不同降雨情况下滞留设施调控效果。（3）构建以砾石和生物填料为基质的两组生态沟渠。根据径流中污染物的去除特征,生态沟渠的适宜水力负荷应选定为0.3m3/（m2·d）,空心菜和狐尾藻在生态沟渠中的适应能力最强,可作为生态沟渠的备选优势植物,砾石类基质相较于生物填料基质更适合植物的生长;在缓流状态下以地表V类水为出水水质标准,根据拟合方程计算出水达标所需砾石基质和生物基质沟渠的平均适宜长度分别为:4.57m和4.01m。（4）以砾石为基质的生态沟渠基质上磷形态累积占比量的顺序依次为:钙结合态磷（Ca-P）>铁铝结合态磷（Fe/Al-P）>潜在活性磷（PA-P）>弱吸附态磷（WA-P）;以生物填料为基质的生态沟渠基质上磷形态占比顺序为:WA-P>Fe/Al-P>PA-P>Ca-P。两条沟渠基质上重金属含量整体呈现:Zn>Cu>Pb,前端>中端>后端;重金属形态组成分布顺序为:残渣态>可还原态>可氧化态>弱酸提取态。变形菌门、放线细菌门、拟杆菌门、髌骨菌门、厚壁菌门、绿弯菌门和酸杆菌门是生态沟渠的优势菌门;变形菌门在两条沟渠中丰度占比最大,是共同的优势菌种。Saccharimonas、毛球菌属、伯克氏菌属、Lentimicrobiaceae和嗜皮菌属是生态沟渠中的优势菌属。相较于砾石基质沟渠,生物填料沟渠中反硝化功能菌属总量提高了1.53%,TN去除率上升14.1%,表明生物填料更有利于反硝化微生物的附着和生长。（5）将透水路面、改良生物滞留池和生态沟渠进行组合,分别采用实际路面径流和模拟雨水对多级生态组合系统的径流调控效果进行对比试验。结果表明,在不同入渗水质下,多级组合系统出水水质均可达地表Ⅱ类水标准,且具有一定的稳定性,适用于城市雨水径流的处理。透水沥青路面是拦截固体悬浮物的主要单元;生物滞留系统对TP和重金属的吸附能力最强;生态沟渠生物作用丰富,对氮磷和有机物等具有较强的净化能力。（6）基于HYDRUS-2D模型,进行透水路面、生物滞留系统和生态沟渠的关键参数敏感性分析,结果表明:降雨重现期（V）和入流浓度（c）为影响透水沥青路面和生态沟渠中污染物迁移的敏感参数;入流浓度（c）、基质孔径分布（n）和填料等温吸附常数（Kd）为影响生物滞留系统污染物运移的敏感性参数。通过模型的率定和验证,获得了较为可靠的雨水生态组合处理系统水力、水质特性参数,可以进行设定降雨情况的模拟。综上所述,本文系统探讨了透水路面、生物滞留和生态沟渠设施在不同雨强、浓度下对雨水径流中氮、磷、有机物、悬浮物和重金属的去除效率,并借助于Miseq高通量测序技术考察了生物滞留系统和生态沟渠中的微生物群落结构,揭示了微生物群落特性与雨水净化之间的关系,并根据城市道路的建设特征,建立雨水径流生物生态组合处理系统,以期为路面径流污染控制提供技术指导。
宋沛[3]（2021）在《多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究》文中研究指明近年来,发展中国家农村地区的污水分散排放和缺乏有效处理的问题日益严重,引起了世界上学者的广泛关注。我国农村地区污水处理问题也越来越受到重视。我国农村污水最主要的来源为日常生活和畜禽养殖生产活动。由于缺乏管网建设和适用的分散式污水处理技术,农村污水未经有效处理就随意排放,会对周围水土环境、地下水资源、农村居民身体健康等方面造成危害。多介质土壤层（Multi-soil-layering,MSL）系统是一种适用于处理农村地区污水的新型生态污水处理技术,主要由土壤混合模块（Soil mixture blocks,SMBs）和通水层（Permeable layers,PLs）两个部分组成,分别承担厌氧区域和好氧区域的功能。MSL系统独特的砖砌式搭建结构,有利于污水渗流分布和延长水力停留时间（Hydraulicresidencetime,HRT）。MSL系统的主要污染物处理过程有吸附、截留过滤、化合物沉淀、絮凝胶体吸附、微生物代谢等污染物去除过程。一般在水力负荷率（Hydraulic loadingrate,HLR）和污染负荷较高的情况下,该系统依然可以保证对有机污染物、氮、磷的有效去除。MSL系统还具有占地需求小、运维便捷、无噪无臭等特点。以往研究多采用单因素对比的实验研究方案。但还有很多新的操作因子没有被关注研究过,而且目前多因子间交互作用对MSL系统污水处理性能的影响仍不明晰。以往研究中已经将MSL系统用于处理实际农村污水,但重点关注的仅是出水水质,而未涉及过对该系统的经济效益、环境影响这两方面的量化研究。除生活污水外,农村小规模的家禽养殖生产活动中排放的污水可能含有新兴有机污染物如抗生素。然而,MSL系统对含抗生素的污水处理效果仍未探究过。抗生素作为特殊药物,对MSL系统的污染物去除效果和系统内微生物特性的影响仍是未知。针对以上问题的挑战,本论文的研究内容及主要结果如下:（1）应用因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载底层浸没、微生物接种、连续曝气三个因子及其不同水平,开展对农村生活污水的处理性能研究,并通过析因分析方法来揭示不同操作因子及其交互组合对污水中污染物去除效果的作用效应及其显着性。还结合逐步聚类分析（Stepwise-cluster analysis,SCA）方法建立一个污染物去除率预测模型,用于处理在MSL系统中各种污染物去除率离散数据的非线性关系。研究表明,连续曝气因子对有机污染物降解、化学除磷反应、硝化作用是有利的,对反硝化过程与最终脱氮是不利的。在MSL系统内搭载的微生物接种这一操作因子并没有表现出对处理性能的显着改善。搭载底层浸没因子不利于MSL系统在结构稳定性与处理性能方面的表现。未搭载底层浸没因子的MSL系统水流通畅,在结构稳定性与处理性能方面的表现更好。未搭载连续曝气因子的系统依靠自然复氧也可以保证系统内的氧量消耗,且比连续曝气因子搭载的系统对反硝化过程的消极影响更小。SCA方法能够有效处理不同污染物去除过程相关的去除率离散数据之间的非线性关系。研究结果将为MSL系统的稳定运行及其对污染物的有效去除提供有利的操作因子及水平设计参考。（2）以处理低碳氮比特征的农村生活污水为目标,主要利用实验因子设计方法,通过运行8套MSL系统并搭载外源活性污泥添加量、高分子固相碳源添加量、底部浸没区高度三个因子及其不同水平,重点进行了针对强化MSL系统中反硝化作用效能及其对硝酸盐氮（Nitrate nitrogen,NO3--N）去除,结合微生物多样性特性角度进行了深入研究。通过析因分析方法了解不同操作因子及其交互组合对SMBs中菌种丰富度、菌群结构多样性、反硝化菌种相对丰度等特征的作用效应及其显着性。研究表明,经过长期运行,SMBs中菌种的丰富度显着增加,高于原始土壤的水平。样品菌种丰富度的高低与SMBs中外源活性污泥添加量、高分子固相碳源聚丁二酸丁二醇酯（Poly butylene succinate,PBS）添加量、底部浸没区高度的因子水平高低成正比。样品菌群结构多样性的高低与底部浸没区高度的因子水平高低成正比,与高分子固相碳源PBS添加量、外源活性污泥添加量的因子水平高低成反比。丛毛单胞菌科（Comamonadaceae）、红环菌科（Rhodocyclaceae）、黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）是在SMBs混合土壤样品中筛选出的科分类水平下的优势反硝化菌种。MSL系统对NO3--N的去除性能差异与反硝化菌种总相对丰度在各混合土壤样品中的水平成正比。MSL系统搭载三个因子并且均采用高水平条件的情况下可以实现SMBs内最佳的反硝化作用和最优的NO3--N去除效果。本章研究结果,将揭示强化MSL系统中反硝化过程的微生物机制,并为优化MSL系统对污水中NO3--N的去除性能提供操作条件设计参考。（3）以析因分析研究结论中的有利因子及其水平为参考,开发了以MSL系统为核心处理单元的重力流复合生态床系统（Gravity-flow integrated ecological bed system,GIEBS）,并详细介绍了其单元组成、结构设计、技术原理。应用GIEBS对实际农村生活污水进行了处理,并以生命周期评价（Life cycle assessment,LCA）框架为基础,从经济效益和环境影响这两方面进行了量化评估。多功能厌氧酸化池（Multifunctional anaerobic acidification tank,MAAT）预处理单元对去除氮磷营养元素尤其是对提高污水的可生化降解性具有重要作用。MSL处理单元的污水处理效果最佳,且其对GIEBS的污水处理性能具有最大贡献。在GIEBS建设阶段,耗电成本仅占0.1%。农家乐运行GIEBS的成本仅为700元/年。GIEBS处理1 m3农家乐生活污水,平均运行成本仅不到0.4元。在GIEBS中,MAAT预处理单元的温室气体（Greenhouse gas,GHG）排放贡献比例最大,约91%。而MSL主处理单元和潜流人工湿地（Subsurface flow constructed wetland,SSFCW）后处理单元的温室气体排放贡献比例很小。GIEBS在有效处理实际农村污水的同时,对减缓温室气体排放也具有较好效果。低成本、高效能的GIEBS可以有效地缓解发展中国家尤其是地处偏远、经济欠发达的农村地区生活污水分散处理的困境。（4）应用因子设计方案,选定PLs填料种类、进水磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）浓度、进水pH值这三个因子,对MSL系统处理含SMX家禽养殖污水的性能影响。并结合析因分析结果确定了对MSL系统处理污水中SMX最有利的因子及水平配置。应用SCA方法处理MSL系统处理对污水中SMX的去除率和相关影响因素之间离散数据的非线性关系,并建立SMX去除率预测模型。还通过16s RNA微生物多样性分析方法,解析了SMBs中SMX相关的潜在优势抗性菌属。研究表明,含高浓度SMX的进水对MSL系统中部分微生物生化降解去除化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）的能力有显着的短期干扰。但MSL系统具有自我调节并恢复改善污染物处理功能的较强机制与能力。含低浓度SMX的污水对MSL系统去除污水中COD表现为无明显影响。pH是影响MSL系统中除磷化学反应过程及含磷化学产物形态与稳定性的关键因素。经过长期的酸性或碱性进水腐蚀,麦饭石样品表面形貌发生明显改变,形成了海绵状的复杂多孔结构,比表面积大大增加。但是,无烟煤样品的表面形貌却没有发生明显变化。使用麦饭石为PLs材料的MSL系统,对污水中NH4+-N和NO3--N的去除效果要好于使用无烟煤的系统。长期使用酸性进水的MSL系统中部分反硝化菌种受到负面影响,比使用碱性进水的MSL系统中反硝化作用受到的抑制作用更明显。各系统出水中,SMX浓度随着进水中SMX浓度的增加而增加。使用酸性且含低水平SMX浓度的进水、以麦饭石为PLs填料的系统,即MSL4达到了最优的SMX去除率（91.3%）。在MSL系统实验研究中,吸附作用被确定为污水与SMBs、PLs接触的处理过程中去除SMX的关键机制。进水pH差异对各MSL系统所对应的SMBs中的菌种丰富度水平具有显着影响作用。SMX浓度的高、低水平差异对样本间菌种组成的相似程度有潜在影响。研究结果有助于从因子分析、数值预测和微生物变化等方面更好地理解SMX在MSL系统中的去除机制。
周颖[4]（2021）在《炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究》文中指出近年来我国城镇化进程不断加快,雨污混流、管网混接破损等问题日益突出,大量污水进入并囤积在雨水管网中,导致我国尤其是长三角地区雨水排水口晴天污水长流、雨天污染加剧,流域水环境质量持续改善压力巨大。论文选取南太湖（湖州地区）典型雨水排水口开展其排放特点与水质特性调研,探究不同生物炭配比与工况条件下生物渗滤系统的污染物去除性能与生物膜菌群结构变化,解析炭基强化生物渗滤系统去污机制,并模拟研究暴雨冲刷、水质波动等不利工况对新型炭基生物渗滤系统的冲击影响。取得的主要研究结果如下:1.对南太湖（湖州地区）典型雨水排水口进行水质调查分析发现,主要污染物为氨氮（NH4+-N）、总氮（TN）、总磷（TP）和COD,浓度范围分别为1.02-23.59 mg/L、1.64-61.57 mg/L、0.36-3.58 mg/L、6.43-878.31 mg/L,劣于地表水V类标准限值;暴雨径流期雨水口排放水量可达11404.51±85.97 t/d,为晴天最高径流值的6倍以上;以长兴县为例测算雨水排水口入河污染贡献,雨水排水口NH4+-N、COD、TP年排放量分别为96 t、572 t、16 t,其中COD、NH4+-N分别占县域排放总量的20.8%、11.8%。2.比较筛选不同来源生物炭特性发现,果壳生物炭具有较大比表面积和平均孔径,拥有较高溶解性有机物（DOM,以色氨酸类蛋白为主）释放水平,可作为炭基填料强化生物脱氮反应。在此基础上构建了炭基生物渗滤系统,研究发现果壳生物炭占比分别为1/3、2/3的生物渗滤系统（R1、R2）对COD、NH4+-N的平均去除率分别在87%和97%以上,TN去除率则分别稳定在38.7±0.5%、41.9±0.7%,优于对照陶粒组的26.6±0.6%;在COD和NH4+-N进水负荷分别为0.19 kg/（m3·d）和0.02 kg/（m3·d）条件下,气水比由10:1降至4:1时R2的TN去除率仍达43.1±1.1%。分析不同填料附着生物膜的菌群结构发现,生物炭利于Azohydromonas（20.4%）、Acinetobacter（14.9%）、Hyphomicrobium（10.6%）、Nitrosomonas（3.1%）等具有有机物降解、硝化反硝化功能的菌群富集,赋予体系高效的有机物降解与脱氮性能。3.模拟不利工况对生物渗滤系统性能的影响发现,NH4+-N冲击负荷为0.14kg/（m3·d）时炭基强化生物渗滤系统的TN去除率稳定在84%以上,COD冲击负荷为5.18 kg COD/（m3·d）时炭基强化生物渗滤系统的COD去除率达54%以上,模拟暴雨冲刷时（水力负荷增至5.76 m3/（m3·d））COD、TN去除率的降幅控制在37%以内,性能明显优于陶粒对照组。水力负荷冲击后生物炭与陶粒填料附着的生物膜活性均有所下降,相比生物炭附着生物膜的活性降幅较缓;分析发现,生物炭利于Geobacter（14.8%）、Zoogloea（5.4%）、Shewanella（4.2%）、Hydrogenophaga（12.4%）等脱氮菌群富集生长。综上所述,炭基强化生物渗滤系统可高效处理雨水排水口出水,面对不利工况仍具较为稳定去污性能,有望通过工艺优化实现雨水排水口污染减排、水环境持续改善与海绵城市可持续建设。
张轶慧[5]（2021）在《建筑垃圾再生骨料应用于海绵城市设施控污效能研究》文中认为近年来中国的城市化建设速度加快,大量建筑垃圾随之产生,然而资源化利用率却不足10%。因此迫切需要提供有效的建筑垃圾再利用的新途径,以减少建筑垃圾对土壤、大气、水环境等造成的危害。建筑垃圾再生骨料的生产和制备是实现建筑垃圾资源化的方式之一。再生骨料通常通过加工成道路材料或水泥制品等实现资源化,然而该方法仍无法满足提高资源化利用率的要求。再生骨料具有孔隙率高,富含铁、铝、钙等元素,价格低廉等特点使其在污水处理领域具有一定的应用潜力。若将建筑垃圾再生骨料用于水处理领域,不仅降低了净水工程的成本,也为建筑垃圾资源化开拓了一个新方向,实现以废治废的目的。因此,本研究将建筑垃圾再生骨料应用于湿地和透水铺装系统中,分别考察其对污水中常规污染物和重金属的去除效果并分析净化机制,为建筑垃圾资源化提供新的途经。主要研究内容和结论如下:（1）建筑垃圾再生骨料对水中常规污染物的净化效果研究:再生砖骨料（RBA）和再生混凝土骨料（RCA）对NH3-N和TP的吸附更符合Langmuir模型,且RCA对污染物的平衡吸附量均大于RBA。以RBA、RCA、再生混凝土和砖骨料以体积比1:1混合的混砖骨料（C&B）、石灰石（LIM）、火山岩（LAV）、沸石（ZEO）作为湿地基质对污水净化后,发现再生骨料对TP和COD的去除效果优于天然骨料,其中RCA对TP的去除效率最好为87.1%,C&B对COD的去除效率最好为74.9%。内梅罗污染指数计算表明,各基质出水水质从优到劣顺序依次为RCA>C&B>RBA>LIM>ZEO>LAV。选择RCA和LIM进行原位和异位再生后发现两种基质对污染物的去除能力均得到一定程度的恢复,且干湿交替运行可作为基质再生的最佳方式。（2）建筑垃圾再生骨料复配方式对水质净化效果的研究:以不同粒径的建筑垃圾再生骨料作为湿地基质,研究种有芦苇的不同基质复配方案下的湿地系统对实际水体的控污效能。结果表明,以再生骨料作为基质的系统CW1、CW2和CW3对水中TN和TP的净化效果优于以天然骨料作为基质的系统CW4。内梅罗污染指数计算表明,各湿地净化效果从优到劣顺序依次为:CW3>CW4>CW1>CW2。CW3对污染物的综合水质净化效果最好,说明当种有植物时,砖骨料含量少有利于水质净化。基质采用分层、分粒径的装填方式促进了对污染物的去除。（3）建筑垃圾再生骨料的工程应用:将建筑垃圾再生骨料作为基质应用于温榆河公园2#净化岛。结果表明,再生骨料可以有效的对污染物进行净化,其中TP的去除效果最好,去除率可达80%以上。植物长势良好和平缓的水域可以提高湿地对污染物的净化效果。因此在运行期间要加强对水域曲折区域和植物生长状况的监管。2#岛屿不同位点的出水水质均符合国家地表水IV类水体的要求,满足工程设计的水质要求。（4）建筑垃圾再生骨料用于透水铺装系统对典型重金属去除效果:RCA和RBA对Zn2+、Cu2+的吸附更符合Langmuir模型,且RCA与Zn2+、Cu2+的结合力更强。将RBA和RCA分别作为透水铺装系统的基层和垫层介质,研究在不同实验条件下对Zn2+和Cu2+的去除效果。结果表明,含有RCA的铺装系统由于较高的p H对重金属去除效果始终最好。将RBA代替碎石作为基层使用后对重金属的去除效果优于传统铺装系统,而将RBA代替粗砂作为垫层使用结果却相反。随着进水浓度、降雨重现期的增加,各透水铺装系统对Zn2+、Cu2+的去除效果减弱。而随着雨前干燥期的增加,各系统对Zn2+和Cu2+的去除率出现小幅升高的现象。各系统对Cu2+的去除率均最高,始终保持在80%以上。
张杰斌,朱木兰[6]（2021）在《改良型人工快渗系统脱氮除磷效果研究》文中指出人工快渗（CRI）系统是一种广为人知的无动力生态处理技术措施,但传统CRI系统存在对氮、磷去除率普遍较低的问题。本研究采用海绵铁、沸石、火山岩、红壤土和杂沙作为填料,构建了一个改良型CRI系统,在水力负荷为1 m3/（m3·d）的条件下,以实际生活污水为试验进水,进行为期20天的试验。实验结果表明,该系统在运行16天后出水TP、TN和NH3-N浓度均趋于稳定,稳定后出水平均浓度分别为0.21 mg/L、8.38 mg/L和2.34 mg/L,能分别满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准的0.5 mg/L、15 mg/L和5 mg/L的限值。TP、TN和NH3-N三项指标的总平均去除率为84.44%,远高于传统CRI系统的44.06%总平均去除率。该研究成果为治理农村生活污水提供了一项行之有效的生态治理技术措施。
张超[7]（2021）在《基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究》文中研究说明西北干旱地区农灌水资源匮乏,但该地区生活污水水量较大、水质较稳定,可作为农灌用水的重要来源。然而,该地区生活污水中部分污染物含量超标,无法直接用于农田灌溉,且当地生活污水处理标准较高,既增加了污水处理的费用,又未能回收污水中的营养元素（氮和磷）。故急需研发出一套适用于西北干旱地区生活污水农灌利用的处理技术,使其出水在达到所有农作物灌溉水质标准的前提下,较好地保留污水中的氮磷,从而实现水和肥的双重资源化。针对以上问题,前期选用了ABR—CRI（厌氧折流板反应器—人工快速渗滤）组合技术,并对其结构设计进行了改进及运行参数进行了优化。在此基础上,本论文主要是在最佳工况下两组ABR和三组CRI运行稳定后,研究了添加弹性填料对ABR去除污染物的影响,以及增加填料高度和机械通风对CRI去除污染物的影响,从而建立一套适用于西北干旱地区生活污水农灌利用的处理技术。通过高通量测序技术,揭示了添加弹性填料对ABR处理效果的影响和ABR中细菌和古菌群落结构组成及丰度变化之间的关系,以及增加填料高度和机械通风对CRI处理效果的影响和CRI中细菌群落结构组成及丰度变化之间的关系。得出如下结论:（1）添加弹性填料使ABR的平均COD、SS、总汞、铬（六价）和铅的去除率分别提高了3.55%、4.77%、16.28%、3.03%、2.22%,且对总氮和总磷的去除率影响很小（分别降低了0.96%和1.39%）。所以,应选择有弹性填料ABR作为西北干旱地区生活污水农灌利用的前处理技术,但有弹性填料ABR的出水未达到农田灌溉水质标准,故需对其出水进行后续处理。（2）添加弹性填料使ABR中的生物量有所增加,从而加剧了细菌和古菌群落对有机物的争夺,一些细菌和古菌群落在对有机物的争夺中处于优势或劣势,导致其出现增殖或衰亡,而有机物浓度的差异分布使ABR中细菌和古菌群落结构组成、丰度及亲缘关系发生了不同程度的变化。（3）添加弹性填料对ABR中与脱氮除磷相关的菌群影响很小,所以添加弹性填料对ABR中氮磷的转化和去除影响很小。添加弹性填料提高了ABR中多数与有机物降解和产甲烷阶段相关菌群的平均相对丰度,其中,第1隔室中互养菌门的相对丰度提高了10.31%,第2隔室中甲烷杆菌属的相对丰度提高了13.24%,第3隔室中互养菌门、绿弯菌门和甲烷杆菌属的相对丰度分别提高了5.13%、8.75%和10.44%,第4隔室中甲烷杆菌属的相对丰度提高了4.71%,且弹性填料可以有效拦截污水中呈悬浮状的有机物,所以添加弹性填料有利于ABR对有机物的转化和去除。（4）增加填料高度使CRI的平均COD、总氮、总磷、总汞、总砷和铅去除率分别提高了3.77%、3.73%、25.85%、20.76%、3.75%和83.64%。增加机械通风使CRI的平均COD和总磷去除率分别提高了3.21%和3.05%,平均总氮去除率降低了2.45%,从而有利于污水中氮的保留。由于CRI不排泥,故从长远考虑,CRI对总磷的去除可以忽略不计。三组CRI的出水都达到了所有农作物的灌溉水质标准,所以,当气温较高且进水有机负荷和水力负荷较小时,可选择CRI1作为西北干旱地区生活污水农灌利用的后处理技术;但当进入冬季或进水有机负荷和水力负荷较大时,应选择CRI2作为西北干旱地区生活污水农灌利用的后处理技术,以保证CRI的出水能够长期稳定地达到所有农作物的灌溉水质标准。（5）增加填料高度延长了污水与填料及其表面微生物的接触时间,增加机械通风改变了CRI中的氧环境,从而影响了一些细菌群落的生长和繁殖,一些细菌群落在特定的营养物浓度和氧环境中处于优势或劣势,导致其出现增殖或衰亡,从而使CRI中细菌群落结构组成、丰度及亲缘关系发生了不同的变化。（6）增加填料高度不仅延长了污水与填料及其表面微生物的接触时间,而且使CRI在0.8 m处硝化螺旋菌门的平均相对丰度提高了3.11%,所以增加填料高度有利于CRI中有机物和磷的去除及硝化作用的进行。增加机械通风使CRI在0.3 m和0.8 m处变形菌门的平均相对丰度分别提高了4.81%和13.86%,在0.8 m和1.3 m处拟杆菌门的平均相对丰度分别降低了2.34%和4.59%,所以增加机械通风有利于CRI中有机物和磷的去除,但不利于反硝化作用的进行。
连依明[8]（2021）在《羟胺对人工快速渗滤系统中短程硝化反硝化的影响研究》文中指出近年来,水资源短缺已经成为了制约社会和经济发展的主要因素之一,水污染导致的水质性缺水使水资源短缺更加严重,如何解决水资源短缺问题已成为全球重点关注的环境问题。污水的再生回用是缓解水资源短缺的重要途径之一,人工快速渗滤系统（CRI）具有建设和运行成本低、能耗低、运行稳定等明显的技术经济优势,是适合生活污水处理回用的新技术。但由于系统中反硝化阶段的碳源不足,使系统的总氮（TN）去除率达不到相关标准。大量研究表明,短程硝化反硝化将硝化反应停留在亚硝化阶段,亚硝态氮（NO2--N）大量累积,然后通过反硝化菌（DNB）直接将亚硝态氮转化为氮气,从而减少反硝化阶段碳源的需求量,提升总氮的去除效果,如果在CRI系统中实现短程硝化反硝化,则能够提升系统的脱氮能力,弥补CRI系统的不足。因此,本文探究使CRI系统发生短程硝化反硝化的羟胺（NH2OH）最佳投加量,研究了CRI系统运行的最佳条件和进水中不同浓度NH2OH对有机物（COD）去除率、氮素转化以及相关酶活性的影响,同时分析探讨了系统中微生物群落结构和优势菌群的变化情况。结果表明,周期时间为12h,湿干比（浸水时间:落干时间）为1:3,是CRI系统的最佳运行条件;NH2OH的浓度在小于5mg/L的范围内,能够促进氨氮（NH4+-N）转化为亚硝态氮（NO2--N）,使得氨氮去除率提高,但此时TN去除率较低,未发生明显的短程硝化反硝化;当NH2OH的浓度为35mg/L时,系统中COD去除率下降到74.82%,出水水质达不到相关标准;当NH2OH的浓度为20mg/L时,系统中COD和NH4+-N的去除率分别为85.37%和83.37%,系统中亚硝态氮积累率（NAR）和总氮（TN）去除率达到最大,其值分别为76.39%和75.31%。酶活性分析发现,当NH2OH的浓度为35mg/L时,过氧化氢酶（CAT）活性受到抑制;当NH2OH的浓度为20mg/L时,系统中亚硝酸盐还原酶（NIR）活性最高,其值为1.2mg·g-1·d-1,硝酸盐还原酶（NAR）活性保持在很低的水平;当NH2OH的浓度大于20mg/L时,亚硝酸盐还原酶（NIR）活性随着NH2OH的浓度增大而减小。综合所有实验结果表明,使CRI系统中发生短程硝化反硝化的最佳NH2OH投加量为20mg/L。高通量测序结果表明,CRI系统中羟胺浓度从0mg/L增加到35mg/L,检测到的OTU数从1339减小到614,表明微生物群落丰度随着NH2OH浓度的增加而减小;六组样品的微生物中优势菌门都为Proteobacteria（变形菌门）,优势菌纲都为Gammaproteobacteria（γ-变形菌纲）、Alphaproteobacteria（α-变形菌纲）、Bacteroidia（拟杆菌纲）、Saccharimonadia和Planctomycetacia（浮霉菌纲）。当NH2OH浓度为20mg/L时,Proteobacteria（变形菌门）、Gammaproteobacteria（γ-变形菌纲）、Alphaproteobacteria（α-变形菌纲）相对丰度最大,NH2OH浓度为35mg/L时,Saccharimonadia和Planctomycetacia（浮霉菌纲）相对丰度最大。属水平微生物组成分析发现,添加20mg/L的NH2OH时,属于氨氧化菌（AOB）的Nitrosomonas（亚硝酸单胞菌属）、norank＿f＿Nitrosomonadaceae和Phycisphaera,其相对丰度与未添加NH2OH时基本一致,属于亚硝酸盐氧化菌（NOB）的Nitrospira（硝化螺菌属）未检测到,而未添加羟胺时其相对丰度为1.86%,说明20mg/L的羟胺抑制了亚硝酸盐氧化菌（NOB）的活性。属于反硝化菌的Thauera（陶厄氏菌属）、Ottowia（奥托氏菌属）、Pseudomonas（假单胞菌属）和Paracoccus（副球菌属）,其相对丰度随NH2OH浓度的增加而增加。系统中亚硝酸盐氧化菌（NOB）的活性被抑制,反硝化细菌丰度增加可能就是NH2OH浓度为20mg/L时CRI系统中发生短程硝化反硝化的原因。
周子琳,严群,丁越,蔡若宇,温慧凯,罗芸[9]（2020）在《生物基质对煤渣改良地下渗滤系统脱氮效果的影响》文中研究表明地下渗滤系统（SWIS）对硝化、反硝化过程调控不灵活,导致其对氮的去除效果不够理想。组建了两套SWIS装置（1#装置:65～80cm段没有生物基质;2#装置:65～80cm段添加生物基质）,对沿程氮素、硝化和反硝化作用强度及氮还原酶活性进行分析。结果表明,两套装置均表现为硝化反应主要发生在20～60cm段,反硝化反应主要发生在60～80cm段。2#装置的反硝化作用明显强于1#装置,因此其TN去除率高于1#装置。硝化作用强度随深度增加而递减,反硝化作用强度随深度增加而递增。硝酸盐还原酶（NAR）活性随深度的增加而逐渐减弱,亚硝酸盐还原酶（NIR）活性随深度的增加先减弱后又增强。主要原因是2#装置中添加了干化污泥作为生物基质,为反硝化作用补充了碳源,增强了脱氮能力。
范远航[10]（2020）在《西安市典型海绵设施雨水入渗对地下水的影响研究》文中研究指明雨水花园、雨水渗井是海绵城市建设中典型的低影响开发措施,目前国内外针对两者的研究主要集中在结构设计、应用效果等方面,然而此类设施在雨水径流集中入渗条件下对土壤、地下水的影响过程及污染风险尚不明确,影响了此类设施的合理应用。因此,为了海绵设施的合理化配置及科学推广,有必要开展海绵设施雨水入渗对土壤、地下水的影响研究。本文以西安理工大学的两个雨水花园和咸阳职业技术学院的渗井为研究对象,收集了2018～2019年两个研究区域的降雨数据,并通过现场实验监测获取了 2018～2019年两种海绵设施的进出水数据、地下水埋深、地下水质数据,分析了两种雨水设施对雨水径流的调控效果,并探讨了雨水径流集中入渗条件下对地下水埋深、地下水质的影响。得出的主要结论如下:（1）雨水花园对雨水径流中污染物质总磷、总氮、COD、氨氮、硝氮的去除率均值分别为53.81%、30.57%、22.10%、78.89%、-56.40%,且去除率与场次降雨量具有相关关系,其中对总氮、总磷的去除率与降雨量呈非线性相关,对COD的去除率与降雨量关系呈线性正相关。相较于2018年,2019年雨水渗井对雨水径流中总氮、COD、氨氮的去除效果趋于稳定,去除率分别为32.45%、16.09%、12.32%,但对总磷、硝氮的去除率仍不稳定。（2）雨水花园地下水埋深的年际、年内变化均与降雨量存在显着的相关关系。场次降雨条件下,影响雨水花园地下水埋深变幅较大的因素为场次降雨量,随着降雨量的增大,雨水花园地下水埋深变幅呈现出先增大后减小的趋势（降雨量为25mm时变幅最大）。通过MODFLOW数值模拟预测,在经历丰、平、枯不同水平年份后,雨水花园地下水埋深的上升幅度分别为0.27～0.38m、0.16～0.27m、-0.33～-0.14m。通过对渗井设施2017～2019年地下水埋深的变化趋势分析,得出结论:渗井建设前后,地下水埋深的上升幅度为0.48m;渗井对地下水的补给与降雨显着相关,但存在一个月左右的滞后性。（3）雨水径流集中入渗会对雨水花园地下水中COD、总氮、重金属Cu等指标具有一定影响,其中COD对降雨的响应具有1～2天的滞后性,对总氮的影响在汛期较大;应用地下水质量综合评分法、改进的内梅罗指数法以及地下水环境容量指标评价法对雨水花园区域的地下水质量评价结果表明,在汛期雨水花园地下水质更易受到降雨径流集中入渗的影响,不同区域地下水污染风险关系为J1>J3>J2,入流口处更易受雨水径流入渗影响。通过MODFLOW地下水质模拟,丰水年后雨水花园地下水中总氮受到一定影响。2018～2019年渗井区域的地下水质的变化趋势以及地下水质量评价结果表明,距离渗井较近处的地下水质反而优于较远处,故可认为地下水埋深为12～15m的研究区域建设渗井未对地下水质造成负面影响。
二、Influence of packing media on nitrogen removal in a subsurface infiltration system（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、Influence of packing media on nitrogen removal in a subsurface infiltration system（论文提纲范文）
（1）污水地下渗滤系统的研究现状、存在问题及改进措施概述（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 污水地下渗滤系统的研究热点 |
| 2.1 运行参数的选取 |
| 2.2 土壤基质的选择与配置 |
| 2.3 土壤基质微生物学特征 |
| 2.4 污水地下渗滤系统氮的去除 |
| 3 污水地下渗滤系统存在的问题 |
| 3.1 脱氮问题 |
| 3.2 有限的使用年限 |
| 4 污水地下渗滤系统的改进措施 |
| 4.1 运行方式和参数的改进 |
| 4.2 渗滤基质的改良 |
| 4.3 微生物功能强化 |
（2）路面径流生态阻控技术及其作用机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 城市地表雨水径流排放特征 |
| 1.2.2 透水路面技术 |
| 1.2.3 原位阻控技术 |
| 1.2.4 生态阻控技术 |
| 1.2.5 低影响开发设施模型研究与应用进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 透水路面对雨水径流的阻控技术研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.1.3 样品采集、检测以及分析方法 |
| 2.2 透水路面对污染物的去除特征分析 |
| 2.2.1 不同类型透水路面对污染物去除特征的影响 |
| 2.2.2 不同透水路面出水水质评价 |
| 2.2.3 降雨重现期对透水路面出水水质的影响 |
| 2.2.4 径流污染负荷对透水路面出水水质的影响 |
| 2.3 透水路面对热污染的去除特征分析 |
| 2.3.1 不同类型透水路面对热污染去除特征的影响 |
| 2.3.2 入渗雨水温度对透水路面热污染削减染效能的影响 |
| 2.3.3 降雨重现期对透水路面热污染削减染效能的影响 |
| 2.4 透水路面入渗对路基土累积特性及污染评价 |
| 2.4.1 路基土氮磷累积特征 |
| 2.4.2 路基土重金属累积特征 |
| 2.4.3 重金属污染特征评价 |
| 2.5 透水路面削减径流特征分析 |
| 2.5.1 路面径流总量及削减率分析 |
| 2.5.2 路面径流峰值流量及削减率分析 |
| 2.5.3 峰值延迟时间分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 复合填料生物滞留系统对雨水径流污染物去除研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验系统构建 |
| 3.1.3 试验方案 |
| 3.1.4 样品采集、检测及分析方法 |
| 3.2 生物滞留设施基质除污特征分析 |
| 3.2.1 基质吸附特性研究 |
| 3.2.2 基质入渗与保水特征 |
| 3.2.3 基质吸附容量和寿命分析 |
| 3.2.4 蓄水区基质硝化反硝化强度分析 |
| 3.3 生物滞留设施植物配置优化设计 |
| 3.3.1 不同禾草生长特性分析 |
| 3.3.2 不同禾草根系吸收雨水养分特征 |
| 3.3.3 不同禾草对雨水重金属耐受、富集和转运能力 |
| 3.4 生物滞留系统径流调控效果与机制研究 |
| 3.4.1 启动阶段特征 |
| 3.4.2 生物滞留系统对雨水径流调控效果 |
| 3.4.3 生物滞留系统对污染物削减机制研究 |
| 3.4.4 生物滞留系统雨水净化影响因素的定量分析 |
| 3.5 生物滞留系统微生物作用机制分析 |
| 3.5.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 3.5.2 微生物群落组成及相似性分析 |
| 3.5.3 生物滞留系统功能微生物菌属分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 基于雨水净化的生态沟渠强化雨水污染物去除研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验系统的构建 |
| 4.1.2 试验方案 |
| 4.1.3 样品采集、检测及分析方法 |
| 4.2 水生植物对生态沟渠净化能力的影响 |
| 4.2.1 不同水生植物生长特征 |
| 4.2.2 不同植物对雨水径流中污染物的去除效果 |
| 4.2.3 不同水生植物的综合净化能力评价 |
| 4.3 缓流下生态沟渠去除污染物特性分析 |
| 4.3.1 不同基质生态沟渠对雨水径流污染物的去除特性分析 |
| 4.3.2 不同基质生态沟渠沿程降解特征分析 |
| 4.4 模拟降雨下生态沟渠对雨水径流调控效果研究 |
| 4.4.1 不同基质生态沟渠对径流污染物的去除特征 |
| 4.4.2 降雨强度对生态沟渠去除雨水污染物的影响 |
| 4.4.3 污染负荷对生态沟渠去除雨水污染物的影响 |
| 4.5 静水条件下生态沟渠对污染物的去除特征分析 |
| 4.5.1 不同类型沟渠对氮、磷的去除作用 |
| 4.5.2 不同类型沟渠对有机物和重金属的去除作用 |
| 4.6 生态沟渠基质污染物累积与评价 |
| 4.6.1 氮磷含量及形态分析 |
| 4.6.2 重金属含量及形态分析 |
| 4.6.3 沟渠基质氮、磷和重金属的污染评价 |
| 4.7 生态沟渠微生物作用机制分析 |
| 4.7.1 微生物群落丰度和多样性 |
| 4.7.2 微生物群落组成及差异性分析 |
| 4.7.3 生态沟渠功能微生物菌属及β多样性分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 雨水径流生态组合系统构建及运行研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验系统的构建 |
| 5.1.2 模型建立 |
| 5.2 多级生态组合对雨水污染物的去除特征 |
| 5.2.1 雨水采集特征分析 |
| 5.2.2 多级组合系统污染物去除效果 |
| 5.2.3 不同组合单元污染物去除特性 |
| 5.2.4 多级组合系统出水水质分析 |
| 5.3 基于HYDRUS-2D模型的生态组合系统关键参数模拟 |
| 5.3.1 透水路面关键参数模拟 |
| 5.3.2 生物滞留系统关键参数模拟 |
| 5.3.3 生态沟渠关键参数模拟 |
| 5.3.4 多级组合系统中污染物运移特征模拟 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（3）多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国农村地区污水处理现状 |
| 1.1.2 农村污水分散排放的影响 |
| 1.1.3 治理农村污水的对策 |
| 1.2 常见的农村污水处理技术 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 生态处理技术 |
| 1.3 多介质土壤层(Multi-soil-layering,MSL)系统污水处理技术 |
| 1.3.1 MSL系统的构型及特点 |
| 1.3.2 国内外对MSL系统的研究进展 |
| 1.3.3 国内外对MSL系统的工程应用 |
| 1.3.4 MSL系统研究的不足与空白 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 MSL系统处理农村生活污水的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 农村生活污水的配制 |
| 2.2.2 因子设计实验方案 |
| 2.2.3 MSL系统设置 |
| 2.2.4 实验运行及水质检测 |
| 2.2.5 SCA方法 |
| 2.2.6 数据处理及分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 MSL系统出水DO、pH的变化 |
| 2.3.2 MSL系统对污水中COD、BOD_5的去除 |
| 2.3.3 MSL系统对污水中TP的去除 |
| 2.3.4 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除 |
| 2.3.5 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 2.3.6 污染物去除率预测模型 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 MSL系统强化去除农村生活污水中硝酸盐氮的反硝化微生物多样性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 低碳氮比农村生活污水的配制 |
| 3.2.2 MSL系统设置及因子设计实验方案 |
| 3.2.3 实验运行及水质检测 |
| 3.2.4 SMBs中混合土壤取样 |
| 3.2.5 16s RNA微生物多样性分析 |
| 3.2.6 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 MSL系统对污水中NH_4~+-N、NO_3~--N、TN的去除效果 |
| 3.3.2 微生物Alpha多样性分析 |
| 3.3.3 因子及其交互作用对微生物Alpha多样性的析因分析 |
| 3.3.4 SMBs中与污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 3.3.5 因子及其交互作用对反硝化菌种总相对丰度的析因分析 |
| 3.3.6 反硝化菌种相关的冗余分析 |
| 3.3.7 微生物Beta多样性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 重力流复合生态床系统的污水处理性能与环境经济效益分析研究-以山东省临沂市农村地区的实际工程应用为例 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究地点及重力流复合生态床系统(GIEBS) |
| 4.2.2 定量评估环境经济效益的生命周期系统边界 |
| 4.2.3 GIEBS各处理单元出水水质检测 |
| 4.2.4 温室气体排放潜力计算 |
| 4.2.5 经济成本与温室气体排放的清单管理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 GIEBS及各处理单元介绍 |
| 4.3.2 GIEBS及各处理单元的污水处理效果 |
| 4.3.3 GIEBS的温室气体排放潜力评估 |
| 4.3.4 GIEBS的经济成本分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 MSL系统处理含磺胺甲恶唑农村家禽养殖污水的性能、机理研究及微生物多样性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 因子设计实验方案 |
| 5.2.2 MSL系统设置与含SMX家禽养殖污水的配制 |
| 5.2.3 实验运行 |
| 5.2.4 水质指标及SMX的检测 |
| 5.2.5 SCA方法 |
| 5.2.6 SMBs中混合土壤取样与16s RNA微生物多样性分析 |
| 5.2.7 PLs材料的表面微观形貌特征 |
| 5.2.8 数据处理及分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 MSL系统出水pH、DO、ORP的变化 |
| 5.3.2 MSL系统出水中常规污染物去除率的变化 |
| 5.3.3 MSL系统出水中SMX去除率的变化 |
| 5.3.4 因子及其交互作用对污染物去除的析因分析 |
| 5.3.5 SMX去除率预测模型 |
| 5.3.6 微生物多样性分析 |
| 5.3.7 SMBs样品中与常规污染物去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.8 SMBs样品中与SMX去除相关的功能菌种分布 |
| 5.3.9 对SMX具有优势抗性菌种相关的冗余分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与创新、研究展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外雨水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 源头削减 |
| 1.2.2 输移控制 |
| 1.2.3 末端治理 |
| 1.3 生物渗滤系统研究进展 |
| 1.3.1 生物渗滤系统构型 |
| 1.3.2 生物渗滤系统的去污性能 |
| 1.3.3 生物渗滤系统的影响因素 |
| 1.4 生物渗滤系统工艺强化 |
| 1.4.1 设置淹没区 |
| 1.4.2 植物优选 |
| 1.4.3 填料层优化 |
| 1.5 研究目的、意义与主要内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 南太湖(湖州地区)典型雨水排水口水量水质调查分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点布置及样品采集 |
| 2.2.2 理化分析方法 |
| 2.2.3 数据分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 雨水排水口水质理化分析 |
| 2.3.2 雨水排水口的入河污染贡献测算 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 炭基强化生物渗滤系统构建及其性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 生物炭静态释放分批实验 |
| 3.2.2 NH_4~+-N、COD静态吸附分批实验 |
| 3.2.3 NH_4~+-N、COD生物降解分批实验 |
| 3.2.4 实验装置 |
| 3.2.5 进水水质与接种污泥 |
| 3.2.6 启动方式与运行条件 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 填料理化性质分析 |
| 3.3.2 生物炭静态释放 |
| 3.3.3 生物渗滤系统运行性能 |
| 3.3.4 生物渗滤系统应对雨水排水C/N变化的处理性能 |
| 3.3.5 填料附着生物膜的菌群结构分析 |
| 3.3.6 炭基强化生物渗滤系统去污机制初析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 炭基强化生物渗滤系统的抗冲击性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物渗滤系统冲击负荷设置 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 抗氨氮冲击负荷研究 |
| 4.3.2 抗有机冲击负荷研究 |
| 4.3.3 抗水力冲击负荷研究 |
| 4.3.4 水力冲击对生物膜特性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 5.1 论文主要研究结论 |
| 5.2 论文创新性 |
| 5.3 论文不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（5）建筑垃圾再生骨料应用于海绵城市设施控污效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 建筑垃圾的产生及危害 |
| 1.2 建筑垃圾资源化进展 |
| 1.3 建筑垃圾再生骨料研究进展 |
| 1.4 海绵城市渗滤设施填料研究进展 |
| 1.5 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 建筑垃圾再生骨料对水中污染物去除效能 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 等温吸附实验材料与方法 |
| 2.1.2 水质净化及再生实验材料与方法 |
| 2.1.2.1 水质净化效果实验方法 |
| 2.1.2.2 基质再生实验方法 |
| 2.1.2.2.1 原位再生 |
| 2.1.2.2.2 异位再生 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 建筑垃圾再生骨料对NH_3-N、TP的静态等温吸附效能 |
| 2.2.2 建筑垃圾再生骨料控污效能研究 |
| 2.2.2.1 基质表征 |
| 2.2.2.2 运行参数 |
| 2.2.2.3 基质对污染物的去除效果 |
| 2.2.2.3.1 不同基质对NH_3-N的去除效果 |
| 2.2.2.3.2 不同基质对TN的去除效果 |
| 2.2.2.3.3 不同基质对TP的去除效果 |
| 2.2.2.3.4 不同基质对COD的去除效果 |
| 2.2.2.4 基质综合控污能力 |
| 2.2.2.5 基质再生 |
| 2.2.2.5.1 原位再生 |
| 2.2.2.5.2 异位再生 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 基于建筑垃圾再生骨料复配方式的水质净化中试 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 运行参数 |
| 3.3.2 不同系统对NH_3-N的去除效果 |
| 3.3.3 不同系统对TN的去除效果 |
| 3.3.4 不同系统对TP的去除效果 |
| 3.3.5 不同系统对有机物的去除效果 |
| 3.3.6 基质综合控污能力 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 建筑垃圾再生骨料在湿地工程中的示范应用 |
| 4.1 工程概况 |
| 4.2 水质净化效果分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 建筑垃圾再生骨料用于透水铺装系统对典型重金属去除效果研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 等温吸附实验材料与方法 |
| 5.1.2 再生骨料用于透水铺装系统的材料与方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 建筑垃圾再生骨料对Zn~(2+)、Cu~(2+)的静态等温吸附效能 |
| 5.2.2 不同条件对系统去除典型重金属的影响 |
| 5.2.2.1 系统出水pH变化 |
| 5.2.2.2 进水浓度对重金属去除效能的影响 |
| 5.2.2.3 降雨重现期对重金属去除效能的影响 |
| 5.2.2.4 雨前干燥期对重金属去除效能的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 项目资助 |
（6）改良型人工快渗系统脱氮除磷效果研究（论文提纲范文）
| 1 研究背景 |
| 2 改良型CRI系统试验 |
| 2.1 改良型CRI系统 |
| 2.2 试验方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 TP的结果与分析 |
| 3.2 TN的结果与分析 |
| 3.3 NH3-N的结果与分析 |
| 4 结论 |
（7）基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外污水资源化技术研究现状 |
| 1.3 ABR的研究现状 |
| 1.3.1 ABR的工作原理 |
| 1.3.2 ABR对工业废水的处理 |
| 1.3.3 ABR对生活污水的处理 |
| 1.3.4 ABR中的颗粒污泥 |
| 1.4 CRI的研究现状 |
| 1.4.1 CRI的工作原理 |
| 1.4.2 强化CRI脱氮除磷 |
| 1.4.3 CRI填料表面的微生物 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 2 实验材料、仪器和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 ABR中的弹性填料 |
| 2.1.3 ABR中的接种污泥 |
| 2.1.4 CRI中的填料 |
| 2.1.5 CRI上的风机 |
| 2.1.6 CRI上的时间继电器 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 ABR装置 |
| 2.2.2 CRI装置 |
| 2.2.3 ABR-CRI技术流程图 |
| 2.3 分析项目及测定方法 |
| 2.3.1 常规指标的测定 |
| 2.3.2 高通量测序分析方法 |
| 3 两组ABR对污染物的去除及污泥特性研究 |
| 3.1 两组ABR对污染物的去除效果研究 |
| 3.1.1 两组ABR对 COD的去除效果 |
| 3.1.2 两组ABR对SS的去除效果 |
| 3.1.3 两组ABR对氨氮的去除效果 |
| 3.1.4 两组ABR对硝态氮的去除效果 |
| 3.1.5 两组ABR对亚硝态氮的去除效果 |
| 3.1.6 两组ABR对总氮的去除效果 |
| 3.1.7 两组ABR对总磷的去除效果 |
| 3.1.8 两组ABR对重金属的去除效果 |
| 3.1.9 两组ABR各隔室中DOM的三维荧光光谱特征 |
| 3.2 两组ABR中的污泥特性研究 |
| 3.2.1 有弹性填料ABR各隔室中弹性填料上泥膜的外观及干重 |
| 3.2.2 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的粒径 |
| 3.2.3 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的表面形态 |
| 3.2.4 两组ABR各隔室中厌氧颗粒污泥的表面元素组成和比例 |
| 3.3 两组ABR进出水与农灌水质标准对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 两组ABR各隔室中菌群多样性分析 |
| 4.1 细菌群落中的OTU分析 |
| 4.1.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 4.1.2 门和属水平细菌群落中的OTU |
| 4.2 细菌Alpha多样性分析 |
| 4.2.1 细菌Alpha多样性指数 |
| 4.2.2 细菌物种累积曲线 |
| 4.2.3 细菌丰度等级曲线 |
| 4.3 细菌Beta多样性分析 |
| 4.3.1 细菌PCoA分析 |
| 4.3.2 细菌NMDS分析 |
| 4.3.3 细菌主成分分析(PCA) |
| 4.3.4 细菌UPGMA聚类分析 |
| 4.3.5 细菌组间差异显着性分析 |
| 4.3.6 细菌Adonis差异分析 |
| 4.4 古菌群落中的OTU分析 |
| 4.4.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 4.4.2 门和属水平古菌群落中的OTU |
| 4.5 古菌Alpha多样性分析 |
| 4.5.1 古菌Alpha多样性指数 |
| 4.5.2 古菌物种累积曲线 |
| 4.5.3 古菌丰度等级曲线 |
| 4.6 古菌Beta多样性分析 |
| 4.6.1 古菌PCoA分析 |
| 4.6.2 古菌NMDS分析 |
| 4.6.3 古菌主成分分析(PCA) |
| 4.6.4 古菌UPGMA聚类分析 |
| 4.6.5 古菌组间差异显着性分析 |
| 4.6.6 古菌Adonis差异分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 两组ABR各隔室中菌群分类组成和物种差异分析 |
| 5.1 各分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.1 门分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.2 纲分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.3 目分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.4 科分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.1.5 属分类水平上的细菌群落结构 |
| 5.2 物种组成热图(细菌) |
| 5.3 MetagenomeSeq分析(细菌) |
| 5.3.1 两组ABR第1 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.2 两组ABR第2 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.3 两组ABR第3 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.3.4 两组ABR第4 隔室中的细菌差异分析 |
| 5.4 LEfSe分析(细菌) |
| 5.5 各分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.1 门分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.2 纲分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.3 目分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.4 科分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.5.5 属分类水平上的古菌群落结构 |
| 5.6 物种组成热图(古菌) |
| 5.7 MetagenomeSeq分析 |
| 5.7.1 不同ABR第1 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.2 不同ABR第2 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.3 不同ABR第3 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.7.4 不同ABR第4 隔室中的古菌差异分析 |
| 5.8 LEfSe分析(古菌) |
| 5.9 本章小结 |
| 6 三组CRI对污染物的去除及填料表面特性研究 |
| 6.1 三组CRI对污染物的去除效果研究 |
| 6.1.1 三组CRI对 COD的去除效果 |
| 6.1.2 三组CRI对SS的去除效果 |
| 6.1.3 三组CRI对氨氮的去除效果 |
| 6.1.4 三组CRI对硝态氮的去除效果 |
| 6.1.5 三组CRI对亚硝态氮的去除效果 |
| 6.1.6 三组CRI对总氮的去除效果 |
| 6.1.7 三组CRI对总磷的去除效果 |
| 6.1.8 三组CRI对重金属的去除效果 |
| 6.1.9 三组CRI进出水中DOM的三维荧光光谱特征 |
| 6.2 三组CRI中的填料表面特性研究 |
| 6.2.1 三组CRI中的填料表面形态 |
| 6.2.2 三组CRI中的填料表面元素组成和比例 |
| 6.3 三组CRI进出水与农灌水质标准对比 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 三组CRI中菌群多样性分析 |
| 7.1 细菌群落中的OTU分析 |
| 7.1.1 共有和特有OTU的花瓣图分析 |
| 7.1.2 门和属水平细菌群落中的OTU |
| 7.2 细菌Alpha多样性分析 |
| 7.2.1 细菌Alpha多样性指数 |
| 7.2.2 细菌物种累积曲线 |
| 7.2.3 细菌丰度等级曲线 |
| 7.3 细菌Beta多样性分析 |
| 7.3.1 细菌PCoA分析 |
| 7.3.2 细菌NMDS分析 |
| 7.3.3 细菌主成分分析(PCA) |
| 7.3.4 细菌UPGMA聚类分析 |
| 7.3.5 细菌组间差异显着性分析 |
| 7.3.6 细菌Adonis差异分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 三组CRI中菌群分类组成和物种差异分析 |
| 8.1 各分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.1 门分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.2 纲分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.3 目分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.4 科分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.1.5 属分类水平上的细菌群落结构 |
| 8.2 物种组成热图 |
| 8.3 MetagenomeSeq分析 |
| 8.3.1 不同CRI在0.3 m处的细菌差异分析 |
| 8.3.2 不同CRI在0.8 m处的细菌差异分析 |
| 8.3.3 不同CRI在1.3 m处的细菌差异分析 |
| 8.4 LEfSe分析 |
| 8.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）羟胺对人工快速渗滤系统中短程硝化反硝化的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 CRI工艺原理及研究现状 |
| 1.2.1 人工快速渗滤系统运行原理及其特征 |
| 1.2.2 人工快速渗滤系统研究现状 |
| 1.3 短程硝化反硝化原理及研究现状 |
| 1.3.1 短程硝化反硝化原理 |
| 1.3.2 短程硝化反硝化研究现状 |
| 1.3.3 羟胺对短程硝化反硝化的影响研究 |
| 1.4 本文研究内容和创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 本文创新点 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水和接种污泥 |
| 2.1.2 CRI人工模拟柱填料的选择 |
| 2.2 实验装置及系统挂膜 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 系统挂膜 |
| 2.3 实验仪器和药品 |
| 2.4 实验监测项目及分析方法 |
| 2.4.1 监测项目 |
| 2.4.2 分析方法 |
| 第3章 NH_2OH对 CRI系统中氮素转化及COD降解的影响研究 |
| 3.1 CRI系统运行参数的优化 |
| 3.1.1 最佳湿干比的选取 |
| 3.1.2 最佳周期时间选取 |
| 3.2 NH_2OH对 CRI系统中COD去除率的影响 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 结果讨论 |
| 3.3 NH_2OH对 CRI系统中氮素转化的影响 |
| 3.3.1 实验设计 |
| 3.3.2 结果讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 NH_2OH对 CRI系统中酶活性的影响研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.2 结果讨论 |
| 4.2.1 NH_2OH对 CRI系统内过氧化氢酶活性的影响 |
| 4.2.2 NH_2OH对 CRI系统内羟胺氧化酶活性的影响 |
| 4.2.3 NH_2OH对 CRI系统内亚硝酸盐还原酶活性的影响 |
| 4.2.4 NH_2OH对CRI系统内硝酸盐还原酶活性的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 NH_2OH对 CRI系统中微生物群落结构的影响 |
| 5.1 CRI系统中微生物菌群α多样性分析 |
| 5.1.1 Alpha多样性指数 |
| 5.1.2 稀释曲线 |
| 5.1.3 Rank Abundance曲线 |
| 5.2 CRI系统中微生物菌群分类组成分析 |
| 5.2.1 微生物菌群在门水平的物种分析 |
| 5.2.2 微生物菌群在纲水平上的物种分析 |
| 5.2.3 微生物菌群在属水平上的物种分析 |
| 5.2.4 脱氮功能菌的相对丰度分析 |
| 5.3 CRI系统中微生物菌Beta多样性分析 |
| 5.3.1 样本聚类分析 |
| 5.3.2 多元统计分析 |
| 5.3.3 分组信息检验 |
| 5.3.4 样本距离分析 |
| 5.4 功能分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A攻读硕士学位期间所发表的学术论文目录 |
（9）生物基质对煤渣改良地下渗滤系统脱氮效果的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验设计 |
| 1.2 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 氮素沿程变化规律 |
| 2.2 硝化与反硝化作用强度沿程变化规律 |
| 2.3 氮还原酶活性沿程变化规律 |
| 3 结论 |
（10）西安市典型海绵设施雨水入渗对地下水的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 城市雨洪管理与海绵城市建设 |
| 1.2.2 典型雨水设施的应用研究 |
| 1.2.3 典型雨水设施对地下水的影响 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 研究方案及技术路线 |
| 1.4.1 研究方案 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2.雨水花园、渗井对雨水径流的调控效果分析 |
| 2.1 雨水花园对雨水径流的调控效果 |
| 2.1.1 研究区域降雨数据统计 |
| 2.1.2 雨水花园的径流调控效果 |
| 2.1.3 雨水花园的水质净化效果 |
| 2.2 雨水渗井对雨水径流的调控效果 |
| 2.2.1 雨水渗井设施介绍 |
| 2.2.2 雨水渗井的应用效果分析 |
| 2.3 小结 |
| 3.雨水花园、渗井雨水径流集中入渗对地下水埋深的影响分析 |
| 3.1 雨水径流集中入渗的影响因素分析 |
| 3.2 雨水花园雨水径流集中入渗对地下水埋深的影响 |
| 3.2.1 雨水花园地下水埋深的年际变化 |
| 3.2.2 雨水花园地下水埋深的年内变化 |
| 3.2.3 雨水花园地下水埋深对降雨特征的响应关系分析 |
| 3.2.4 雨水花园地下水埋深变化的风险分析 |
| 3.3 渗井雨水径流集中入渗对地下水埋深的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4.雨水花园、渗井雨水径流集中入渗对地下水质的影响分析 |
| 4.1 雨水花园雨水径流集中入渗对地下水质的影响 |
| 4.1.1 雨水花园地下水水质的年内变化分析 |
| 4.1.2 雨水花园地下水污染风险分析 |
| 4.2 渗井雨水径流集中入渗对地下水质的影响 |
| 4.2.1 雨水渗井地下水质年内变化分析 |
| 4.2.2 雨水渗井地下水污染评价 |
| 4.3 小结 |
| 5.雨水花园对地下水影响的模拟预测 |
| 5.1 地下水模拟模型概述 |
| 5.2 地下水流数值模拟 |
| 5.2.1 水文地质概念模型及数学描述 |
| 5.2.2 水文地质参数 |
| 5.2.3 模型识别与验证 |
| 5.2.4 模型预测 |
| 5.3 小结 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的研究成果 |
四、Influence of packing media on nitrogen removal in a subsurface infiltration system（论文参考文献）
- [1]污水地下渗滤系统的研究现状、存在问题及改进措施概述[J]. 关佳佳. 环境保护与循环经济, 2021(10)
- [2]路面径流生态阻控技术及其作用机制研究[D]. 骆辉. 南京林业大学, 2021
- [3]多介质土壤层系统处理农村分散式污水的性能分析与应用研究[D]. 宋沛. 华北电力大学(北京), 2021
- [4]炭基强化生物渗滤系统处理雨水排水口出水的性能研究[D]. 周颖. 浙江大学, 2021
- [5]建筑垃圾再生骨料应用于海绵城市设施控污效能研究[D]. 张轶慧. 北京建筑大学, 2021
- [6]改良型人工快渗系统脱氮除磷效果研究[J]. 张杰斌,朱木兰. 中国水利水电科学研究院学报, 2021(05)
- [7]基于西北干旱地区生活污水农灌利用的ABR-CRI处理技术研究[D]. 张超. 兰州交通大学, 2021(01)
- [8]羟胺对人工快速渗滤系统中短程硝化反硝化的影响研究[D]. 连依明. 兰州理工大学, 2021(01)
- [9]生物基质对煤渣改良地下渗滤系统脱氮效果的影响[J]. 周子琳,严群,丁越,蔡若宇,温慧凯,罗芸. 环境污染与防治, 2020(08)
- [10]西安市典型海绵设施雨水入渗对地下水的影响研究[D]. 范远航. 西安理工大学, 2020(01)