一、脱除地下水中硝酸盐氮的研究进展（论文文献综述）
王娟[1]（2021）在《基于硫铁基质自养反硝化去除水中硝酸盐氮的研究》文中进行了进一步梳理硝酸盐是目前水体中最常见的污染物之一。过量的NO3-进入水体,会对自然环境和人类健康产生巨大威胁。自养反硝化技术在低C/N、营养成分匮乏的水体脱氮处理过程中有着较高的应用价值。硫铁基质自养反硝化作为一种新型高效的脱除贫营养水体中硝酸盐的方法受到研究者青睐。为探究在硫铁共存体系中,Fe（II）对体系中NO3-降解的生物和化学过程贡献,本研究采用Fe2+和S2O32-做电子供体,分别在纯菌和混菌的条件下探究微生物的硫自养、铁自养、以及硫铁共基质自养反硝化的作用规律和机理,主要研究结果如下:实验分离纯化出一株具有反硝化功能的兼性厌氧菌,16S r DNA序列分析其为柠檬酸杆菌属,命名为Citrobacter sp.ZY630。对该菌株利用Fe（II）还原NO3-过程探究,结果表明,在无外加有机物的情况下,菌株ZY630可以以Fe2+为电子供体还原NO3-。经过120 h反应,Fe2++菌组约1.1 mmol·L-1的NO3-完全降解,产物包含NO2-、N2和N2O。通过对照分析,发现体系中NO3-到NO2-的转化是由生物作用主导。同时发现6 mmol·L-1Fe2++菌组较3 mmol·L-1Fe2++菌组反硝化程度进行更彻底,表明Fe2+有助于促进该体系反硝化过程。进一步探究菌株ZY630利用Fe2+降解NO2-过程,发现120 h后,加菌加Fe2+体系的Fe2+氧化总量与NO2-还原总量的摩尔比约为2.22,较只加Fe2+体系的摩尔比略高,表明NO2-和Fe2+之间化学反应占优。所以,菌株ZY630厌氧Fe2+氧化NO3-还原是一个生物化学耦合过程。在探究菌株ZY630硫自养反硝化功能的过程中,发现菌株ZY630虽然可以发生硫自养反硝化,但是其需要有机物来维持菌株长期的正常生长。菌株ZY630在以Fe2+和S2O32-作电子供体时,不能获得足够的能量维持菌株生长和反硝化反应的进行。实验以S2O32-为唯一外加电子供体进行了硫自养反硝化污泥（混菌）的驯化,经过35天培养,污泥中富集了以Sulfurimonas和Thiobacillus属为主要组成的硫自养菌群。通过序批式实验验证驯化污泥中微生物的硫自养反硝化性能,发现其在48 h内可利用S2O32-将约1 mmol·L-1的NO3-全部转化为N2,生成SO42-积累在体系中。实验同时探究了驯化污泥菌群的铁自养反硝化功能,发现驯化污泥中的微生物可以以Fe2+为电子供体进行铁自养反硝化。在证实了驯化污泥中微生物可以以单独的S2O32-和Fe2+为电子供体进行自养反硝化的基础上,将污泥接种于硫铁共存的体系,发现在S2O32-含量不足以将所有的NO3-还原为N2的情况下,微生物可以利用Fe2+作为电子供体继续反硝化。因此,驯化的硫自养污泥可以利用S2O32-和Fe2+作电子供体还原NO3-,具有硫铁共基质自养反硝化功能。
邱思远[2]（2021）在《生物炭强化零价铁渗透反应墙修复地下水硝酸盐氮污染研究》文中研究表明地下水中硝酸盐氮的污染已经变成了一个全球性的问题,逐渐引起了人们的关注和重视。地下水中硝酸盐氮含量超标,不仅对人们的健康造成一定威胁,还会破坏生态环境。本论文主要探讨了生物炭-零价铁序批实验、生物炭-零价铁反应性渗透墙动态实验（PRB）对硝酸盐氮的去除效果和氮气选择性的影响。实验结果如下:在生物炭零价铁去除硝酸盐氮的序批实验中,当NO3-初始浓度等于30 mg/l时,硝酸盐氮去除率和氮气选择性氮气最高,分别为83.6%和69.5%,当硝酸盐氮初始浓度继续升高时,去除率和氮气选择性都开始降低。生物炭投加量为1g、零价铁投加量为0.8g时,硝酸盐氮去除率和氮气选择性最高,当体系中只有零价铁时,氨氮的转化率达到71.2%,生物炭的加入明显提高了硝酸盐氮去除率和氮气选择性。溶液初始p H=3时,硝酸盐氮的去除率最高为88.6%,p H=10时硝酸盐氮去除率最低为62.1%,当p H范围在3～10时,氮气转化率在66.7～78.6%。生物炭零价铁材料对实际地下水硝酸盐氮的去除率为73.2%,氮气选择性为68.1%。在生物炭零价铁反应性渗透墙（PRB）去除硝酸盐氮的实验中,通过研究发现,流速越大硝酸盐氮去除效果越差,当流速等于2 ml/min时,硝酸盐氮被去除了68.6%。硝酸盐氮初始浓度等于30 mg/l时,硝酸盐氮的去除效果最好,NO3-初始浓度超过50 mg/l时,氮气转化率只有50%左右。p H=4时,硝酸盐氮去除率和氮气选择性同时达到最高,分别为79.3%和84.1。PRB中生物炭零价铁体积比为4:1时,硝酸盐氮去除率和去除量达到最高,分别为71.3%和21.99 mg。孔隙率越大,硝酸盐氮去除率越低,当孔隙率在0.4～0.6之间时,氮气转化率均维持在80%以上。Cl-对硝酸盐氮的去除影响不大,SO42-对硝酸盐氮的去除有一定的促进作用,PO43-的存在会抑制硝酸盐氮的去除和降低氮气的转化率。在200天的长期运行实验中,零价铁PRB和生物炭-零价铁PRB对硝酸盐氮的去除率分别为17.89%和69.4%,对氮气的选择性分别为10.02%和61.4%。硝酸盐氮去除过程可以更好地用一级动力学模型拟合,其中动力学常数为0.05h-1,R2=0.9899。
高嘉欣[3]（2021）在《DNRA过程的纯培养及混合培养特性研究》文中研究表明近年来水体中的硝酸盐污染和大气中的氮氧化物污染日益严重,不仅会危害环境,而且也严重影响人体健康。硝酸盐异化还原为铵（Dissimilatory nitrate reduction to ammo-nium,DNRA）过程是将硝酸盐等含氮污染物转化成可以资源利用的氨,对自然界氮循环以及废水废气中硝酸盐、氮氧化物的回收具有重要意义。本文针对烟气中氮氧化物还原产氨过程,在纯培养条件下,以Shewanella sp.RQs-106作为研究对象,考察了化学吸收-生物还原（Chemical absorption-biological reduction,CABR）烟气脱硝工艺中产生的Fe（Ⅱ）EDTA-NO还原产氨的特性,探究了电子供体、C/N比、Fe（Ⅱ）EDTA-NO浓度、p H以及温度对络合态NO还原产氨的影响。针对废水中硝酸盐还原产氨过程,在混合培养条件下,分别在异养和硫自养环境中,通过厌氧移动床生物膜反应器研究了硝酸盐还原产氨性能和影响因素。主要的研究结果如下:（1）将NO通入Fe（Ⅱ）EDTA溶液中生成Fe（Ⅱ）EDTA-NO后,可以利用Shewanella sp.RQs-106对其进行还原产氨。实验结果表明,菌株RQs-106不能利用柠檬酸钠和乙酸钠还原Fe（Ⅱ）EDTA-NO产氨,但可利用甲酸钠和乳酸钠,乳酸钠为最适宜的电子供体,这主要是因为与其他电子供体相比,乳酸钠的可发酵性更好,这有利于发酵型DNRA过程的发生;在C/N在5-25范围内时,菌株RQs-106可几乎全部降解1 mmol/L的Fe（Ⅱ）EDTA-NO,最适宜C/N比为20;高浓度络合NO会抑制菌株RQs-106还原Fe（Ⅱ）EDTA-NO的活性,本实验条件下宜控制络合NO浓度为1 mmol/L;当初始p H为5.0-6.0时,菌株RQs-106不能还原Fe（Ⅱ）EDTA-NO,较适宜的p H值为8.0;菌株RQs-106可在20-35℃范围内还原Fe（Ⅱ）EDTA-NO并产氨,最适温度为30℃。（2）异养条件下的厌氧MBBR中,反应器运行270天内,硝酸盐去除率保持在较高水平,第七阶段后出水无硝酸盐氮和亚硝酸盐氮。提高C/N质量比、反应温度和水力停留时间均有利于硝酸盐还原产氨过程,这是因为这些条件的改变均使反应器中的环境更适合DNRA微生物的生长。提高p H对产氨过程不利,而改变碳源种类对反应器产氨量影响不大。反应器出水氨氮浓度最高可达87.42 mg/L,NO3--N还原产生氨氮的最高转化率29.4%。反应器运行第六阶段存在的DNRA功能菌主要包括陶厄氏菌属Thauera、根瘤菌属Rhizobium、红环菌属unclassified＿Rhodocyclaceae和Ornatilinea。反应器运行中产氨的亚硝酸盐还原酶比例增加,说明反应器内DNRA功能菌在第六阶段已经大量富集。（3）硫自养条件下的厌氧MBBR中,反应器运行242天内,硝酸盐去除率在第三阶段后达到100%。S/N质量比、温度和进水H2PO4-浓度增加都对硝酸盐还原产氨过程有利。反应器运行86天时氨氮最高浓度为17.54 mg/L,氨氮的最高转化率为46.90%。反应器运行第三阶段Pseudomonas和unclassified＿Rhodocyclaceae都可能对出水中氨氮增加做出贡献,但存在的unclassified＿Anaerolineaceae、Pirellula、Singulisphaera可通过厌氧氨氧化过程消耗氨氮。反应器运行第六阶段中硫化物浓度的增加抑制了厌氧氨氧化菌的活性,且出现了许多硫氧化菌,其具有硝酸盐还原产氨功能。从接种污泥到第六阶段产氨的亚硝酸盐还原酶的比例不断增加,说明反应器内硝酸盐还原产氨功能菌的竞争力在不断增强。
郑天怡[4]（2020）在《紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究》文中认为研究表明,中国人为产生的氮素进入淡水的速度几乎是“安全”水平估值的3倍,我国许多地区地下水的硝酸盐浓度上升至15 mg/L以上,而硝酸盐摄入人体后会引发高铁血红蛋白症、胃癌、高血压等疾病,给以地下水为原水的生活饮用水安全带来隐患。现阶段常用的水体中硝酸盐污染物的去除方法存在着反应速率慢、反应过程复杂、碳源不足等问题,并且由于氮元素的特殊性,常规去除手段也伴随着产生氨氮、亚硝态氮等副产物的风险。近年来,高级还原技术（Advanced Reduction Processes,ARPs）利用强还原性自由基可高效去除水体中的氧化性污染物,具有反应速率快、反应过程简单、运行能耗低等优点。目前常见的ARPs体系有紫外/亚硫酸盐、紫外/连二亚硫酸盐、紫外或热活化过硫酸盐耦合甲酸等,主要用于还原卤代有机物、氧化性相对较高的无机物污染物（六价铬盐为代表）以及少数新型污染物。本论文尝试利用紫外光直接活化甲酸来产生·CO2-自由基,用于还原水体中的NO3--N,并开展了降解效能、影响因素、反应机理及反应动力学特性的研究,获得的主要结论如下:1、对比了UV/HCOOH/N2、UV/HCOOH/O2、UV/HCOOH、HCOOH、UV五种体系中硝态氮的还原效率,确定了高效降解硝态氮污染物的基本反应条件为UV/HCOOH/N2。当采用125 W高压汞灯为光源,反应体系NO3--N初始浓度50 mg/L、HCOOH初始浓度9 mmol/L,初始pH值在3～4时,反应90 min后NO3--N的降解率与气体转化率分别达到99.9%与99.8%。甲酸浓度的升高、光照强度的增加均会提高NO3--N的还原效率,底物中阳离子的变化及Cl-、HCO3-/CO32-、H2PO4-的存在对NO3--N的还原结果无显着影响,初始pH、腐殖酸会对硝态氮的还原效果产生较大影响。2、通过对还原产物的组分分析、中间产物转化过程及活性自由基的测定,研究了紫外光诱导甲酸还原硝态氮的反应机理。发现利用UV/HCOOH/N2体系还原硝酸盐会伴随着亚硝酸盐与氨氮的生成,但最终结果不会带来亚硝酸盐及氨氮危害。在该体系还原硝态氮的反应中存在着NO3--N直接转化为N2的过程,而不是首先生成NO2--N再由NO2--N进一步被还原生成N2。通过添加自由基猝灭剂以及EPR检测可以证实UV/HCOOH/N2体系中硝态氮的降解主要是由于紫外辐射引发水中HCOOH/HCOO-产生·CO2-所造成的,而·CO2-的产生是·OH作用的结果。3、在UV/HCOOH/N2体系中,以NO2--N为目标污染物的降解符合零级反应动力学模型,速率常数为1.54 min-1。而NO3--N的降解反应动力学分为两个阶段:NO3--N去除率小于60%时为零级反应动力学,速率常数为1.03 min-1;后期为一级反应动力学,速率常数为0.08 min-1。反应体系的温度升高有利于NO3--N的降解,其表观活化能为Ea=3.08 k J/mol。4、此外,在应用性探讨中发现,当HCOOH与NO3--N的摩尔比达到2.5时,理论上反应体系中的NO3--N就可以高效、便捷地实现无害化去除。若应用该方法对NO3--N的去除率要求不高时则不会带来TOC的二次污染问题。当以食品添加剂山梨酸钾代替甲酸作为还原剂时也能达到较高的降解效果,但其还原速率与气体转化率均较低,反应过程中伴随了大量的氨氮副产物生成,且山梨酸钾在参与还原反应后并未完全矿化,仍存在含氧烯烃副产物。本文利用紫外光直接活化甲酸产生·CO2-自由基还原水体中的NO3--N,具有还原效率高、气体选择性好、反应条件温和的优点,值得进一步开展工程化研究,为我国水体中的硝酸盐污染的去除提供一种新的路径和方法。
吴依玲[5]（2020）在《铁系金属复合材料还原去除硝酸根的工艺研究》文中指出废水中硝酸盐的含量逐年增加,氮元素含量远远超过了国家排放标准,地下水中硝酸盐的污染已成为一个相当重要的环境问题,且污染具有日益恶化的趋势,目前已引起人们的普遍关注。目前应用于地下水中硝酸盐去除的技术主要有生物反硝化、离子交换技术、膜分离和化学还原修复等技术,其中生物处理法高效低耗但必须进行后续处理;离子交换和膜分离等只是将硝酸盐污染物进行了浓缩或转移,并没有将其彻底去除;而在化学还原法的催化还原过程中需要以H2作为还原剂,而H2容易爆炸,不便于工程施用,Fe0因其廉价易得,被广泛用于还原地下水中的硝酸盐,但其产物主要为NH4+-N,只有很小部分硝酸盐可能被转化为N2。针对以上问题,采用液相还原法制备了Fe-Cu、Fe-Ag、Fe-Ni等铁系金属复合材料,利用XRD和SEM分析材料的表面形态和结构特点,并将材料用于实验室模拟硝酸盐氮废水中的还原脱除,改变废水的pH、材料用量、反应温度等实验条件,得到还原过程中的较佳工艺条件,并推测该脱硝方法可能的还原机理。结果表明,Fe0上所沉积的第二金属的种类和负载量均会影响脱氮反应还原产物的组成,Ag负载率为3%的Fe-Ag合金还原活性最高,反应60nim能去除90%的硝酸盐氮,氮气选择性接近20%,但是氨氮的生成率较大。另外在无缓冲剂控制溶液pH变化的条件下,无论Fe-Cu或是Fe-Ag复合金属材料在酸性溶液中都具有较高的脱除速率,且脱硝酸盐氮效率随pH值的提高而降低,说明铁系合金脱除硝酸盐是酸驱动反应;初始浓度为22.58mg-N/L的100mL硝酸盐溶液,Fe-Ag金属复合材料投加量为0.3g时,pH为2时,反应60min后硝酸盐去除率可达92%。另外,实验推测出双金属催化剂催化硝酸盐氮还原机理是一种典型的多相催化反应,催化活性或与表面形成双金属活性中心有关。并且考虑到今后材料的实际应用,尝试以硝酸盐污染的工厂废水作为脱硝反应处理对象,设计一个经济适用的废水脱硝工艺流程,并对其主要设备进行了工艺设计。
高佳楠[6]（2020）在《新型钴基阴极制备及电催化还原硝酸盐氮的性能与机制》文中提出水中的硝酸盐（NO3-）被认为是一种普遍存在的有害污染物,其在人体中可转化为亚硝酸盐阴离子（NO2-）,对人类健康造成极大危害,例如肝脏损害,高铁血红蛋白血症和蓝色婴儿综合症等。因此,开发可用于人口稠密地区水体（例如市政/工业废水）的NO3-去除技术是当务之急。近年来,电催化反硝化还原技术由于其环境相容性、无需添加试剂、高效率和受环境条件变化影响小等优势引起越来越多的关注。然而,目前电催化还原NO3-处理技术的发展受到电极材料发展瓶颈的限制。本文旨在开发绿色,可持续和经济性的阴极材料,用于新兴的电化学修复水体硝酸盐（NO3-）污染领域。为此,我们通过结合改进的溶胶-凝胶法和煅烧法制备了新型非贵金属阴极,Co3O4-TiO2/Ti。装备有此阴极的电化学系统展现出优异的NO3-电催化还原效率。本文研究了电极制备因素（涂覆液浓度,涂覆次数和煅烧温度）和操作参数（p H,电流密度和氯离子浓度）对NO3-还原活性的影响。此外,基于使用XRD,SEM,HRTEM,EDS元素图谱和XPS等现代仪器分析手段对制得的阴极材料进行表征。本文还利用电化学分析,自由基清除实验,硝酸根离子吸附建模和差分电荷分布等密度泛函理论计算（DFT）来提出、验证可能的NO3-还原机理,并试图将各项结果与阴极催化活性联系起来。首次提出Co3O4中Co2+–Co3+–Co2+氧化还原循环介导的直接硝氮还原机制,并发现其原子氢H*吸附能力较弱而导致的间接硝氮还原活性低（18%）的缺陷。针对上述阴极的本征催化活性缺陷,本文进一步通过水热法和低温磷化法,制备了P-Co3O4/NF阴极。P掺杂后的阴极展现出全方位的还原活性提升,硝氮去除率和还原速率分别提升至2.64倍和8.45倍,归一化动力学常数提升至2.65倍,总氮去除率和氮气选择性提升至2倍和5倍。该提升归因于P掺杂带来的电化学活性面积和电极导电性的提升,原子氢H*产生和吸附所需活化能的优化,进而提升了间接硝氮还原作用（44%）的贡献。最后,使用自制阴极进行了实际含氮废水的电催化脱氮处理。在80分钟内即可将NO3--N降至10 mg L-1以下,并在120分钟内实现了92%的TN去除效率,电化学反应器总能耗仅为0.157 k Wh gN-1。此外,制备阴极在经历10个周期的电催化还原实验后,仍展现出极高的NO3--N去除效率（91%）,证明其具备长期耐久性。总体而言,本研究为设计用于水体氮污染修复的高性能、高稳定性和低成本的实用型非贵金属电极提供了一些新的思路和科学依据,可以满足科学和社会的需求。
王乐乐[7]（2020）在《纳米电极制备及电化学去除地下水中硝酸盐行为与机理》文中研究表明地下水中硝酸盐污染,不仅危害生态环境,而且也威胁人体健康,已成为世界各国关注的环境问题。电化学法处理硝酸盐效率高、操作简便、投资成本低,且对环境友好受到广泛关注。然而,传统电化学法存在反应副产物多、电极表面活性差等问题,限制了其在实际工程中的应用。本研究以Ti为基底材料,利用阳极氧化法制备TiO2纳米电极,并结合电沉积法制备活性金属修饰的高效纳米电极,用于电化学还原地下水中硝酸盐。通过SEM、EDS、XPS和XRD等表征手段分析所制备的纳米电极的物化性质,探讨纳米电极在不同条件下对硝酸盐的还原行为,并揭示纳米电极对硝酸盐的还原去除机理。采用阳极氧化法制备了TiO2纳米电极,并利用响应曲面法优化了电极制备条件,发现在HF含量为0.06 wt%、乙酸浓度为10%（v/v）、氧化电压为23.3 V、氧化时间60 min条件下,制备的TiO2纳米电极表面形成的管状结构清晰,排列紧密,孔径大小及分布均匀,且XRD和XPS分析证实了其主要成分为TiO2。采用TiO2纳米电极电化学还原硝酸盐（初始浓度50 mg-N/L）,去除效率可达66.7%,是普通Ti电极的3倍,说明TiO2纳米电极表面的纳米管可增大极板的比表面积,增强对硝酸盐的电化学活性,电极表面形成双电层,硝酸根离子更容易与电极接触发生反应,有利于硝酸盐还原。利用电沉积法在TiO2纳米电极表面负载Cu纳米颗粒,提高电极的电化学活性。在沉积电流密度为2 mA/cm2、沉积液浓度为0.2 mol/L、沉积时间20 s条件下制备了Cu/TiO2复合纳米电极。复合纳米电极表面TiO2纳米管形貌规整、分布均匀,Cu纳米颗粒均匀分布于电极表面,电极的比表面积增大,活性位点增多。XPS和XRD表征表明负载的Cu以Cu0、Cu2O和CuO三种形态存在,可提高硝酸盐在电极表面的吸附和还原活性,对硝酸盐去除效率达83.5%,是TiO2纳米电极的1.3倍,显着提高了硝酸盐的去除效率。为进一步提高电极对硝酸盐的还原效率,采用电化学工作站在沉积电流密度为2 mA/cm2、沉积液中Cu/Zn离子比为2:1（w/w）、沉积时间20 s条件下,制备了Cu/Zn/TiO2多金属纳米电极。通过SEM、EDS表征发现纳米管口均匀附着Cu、Zn纳米颗粒,且未破坏TiO2纳米管阵列的管状结构;XPS和XRD分析结果显示多金属纳米电极表面成功负载了Cu、Zn纳米颗粒,且均以零价态和氧化物形式存在。Cu/Zn/TiO2多金属纳米电极比表面积大,电化学活性强,镀层中Cu促进硝酸盐吸附,并增强硝酸盐到亚硝酸盐的还原,而Zn强化了亚硝酸盐向氮气的转化,从而提高了氮气的选择性。Cu、Zn纳米颗粒与TiO2纳米管协同提升硝酸盐还原能力,硝酸盐去除效率达93.6%。此外,分别以TiO2纳米电极、Cu/TiO2复合纳米电极和Cu/Zn/TiO2多金属纳米电极为阴极,Ti/Pt为阳极构建电化学还原硝酸盐系统,通过对比研究发现Cu/Zn/TiO2多金属纳米电极的电化学活性最高,在高效还原硝酸盐的同时副产物生成量也较少。同时,电化学还原硝酸盐的影响因素研究表明,硝酸盐去除效率随电流密度和温度的升高而增加,而受硝酸盐初始浓度影响较小,3种电化学系统在一定量的NaCl为电解质条件下均可实现阴极还原硝酸盐,同时有效抑制氨氮和亚硝酸盐的生成,达到了无害化去除硝酸盐的目的。本研究制备的3种新型纳米电极比表面积大、电化学活性高,为实现利用电化学技术完全去除地下水中硝酸盐污染提供了理论与技术支持,具有一定的实用价值。
苑宇杭[8]（2020）在《基于表面特性的中空纤维膜材料选择及其构建的氢基质生物膜反应器去除硝酸盐的研究》文中研究表明近几十年来,随着社会生产的发展,氮污染问题严重影响着城镇及农村地下水资源安全。工业企业废水的过度排放,农业产业氮肥的过量使用和动物排泄物的处置不当,使得地表水及地下水中硝酸盐氮的含量不断提高,硝酸盐污染日趋加剧,严重威胁人类健康。氢基质生物膜反应器（H2-MBfR）是一种新兴的高效、无二次污染污水处理技术,在硝酸盐处理方面具有良好的应用前景。本研究对MBfR膜材料的选择、MBfR运行影响因素和微生物群落生长进行了研究。揭示了材料本身的物理化学特性对微生物初期的吸附,降解方面的影响。同时也通过调控不同的进水NO3--N浓度、氢气压力、进水流速对反应器污染物降解效果及微生物群落结构的影响进行了探讨。结果显示:通过对PVC、PVDF膜的性能表征可知,两种中空纤维膜均为弱亲水性,其中以haike PVC膜亲水性最弱,Lvdong PVDF膜亲水性最强;Lvdong PVC中空纤维膜在中性条件下带有正电荷,更易吸附水体中带负电荷的微生物。膜材料的疏水性能越好、膜表面结构越光滑,则膜材料的渗透性能就越好。而膜孔隙率对于缓慢的物理渗透扩散来讲,影响较小。从PVC、PVDF膜反应器启动反应来看,PVC膜表面生物膜要相对于PVDF膜的挂膜更为迅速,生物膜更快成熟稳定。表明PVC膜表面性质（粗糙度、亲疏水性、电荷性）更有利于微生物的生长繁殖;PVC膜表面生物膜分泌的EPS总量140.7 mg/gVSS要高于PVDF膜表面分泌的EPS总134.79 mg/gVSS,并且PVC膜表面微生物分泌了更多的结合型蛋白,有利于微生物黏附于疏水性膜材料表面。在MBfR去除硝酸盐影响因素与氢气利用阶段表明,30 mg/L NO3--N浓度,0.04 MPa的氢气压力,3 mL/min的进水流速的条件下,MBfR的整体运行效果最为高效。当量电子通量结果显示,调节进水污染物浓度与进水流速相比于调控氢气压力电子受体还原当量电子转移通量大。通过高通量测序对各反应阶段微生物生长研究结果表明,随着反应器的运行,Shannon指数逐渐降低由初始状态的4.75降为2.64,说明接种的原始厌氧污泥逐渐纯化为我们所需要的氢自养微生物。NO3--N浓度为30 mg/L时会抑制微生物的生长。不同因素调控操作下,样品之间相对优势物种也会有所差异。氢气压力的提高促进了微生物中氢自养菌的繁衍生长;进水流速的提高则使得群落丰富度增加,均匀程度有所降低。硝酸盐还原有关的Proteobacteria（变形菌门）在20 mg/L的硝态氮浓度下,该菌的生长繁殖最为旺盛。
雷志娟[9]（2020）在《基于固相反硝化去除地下水硝酸盐的系统运行研究》文中提出随着社会经济的不断发展,地下水硝酸盐污染日益加剧,对环境和人体健康存在巨大的威胁。固相反硝化是高效稳定去除地下水硝酸盐的生物技术。本研究以聚己内酯（PCL）作为微生物的挂膜载体和碳源供体,建立固体碳源生物膜反硝化柱系统去除地下水中的硝酸盐,分析反应器填料填充率和水力停留时间（HRT）对反硝化的影响,探索系统运行的适宜运行工况,同时考察了Cu2+对反应器脱氮和吸附Cu2+效果的影响规律,了解反硝化柱的铜金属耐受性,并探究了更换率和更换方式对系统脱氮性能恢复能力的影响以确定合适的更换方法,同时使用该更换方法进行了长期运行试验验证方法可行性。试验借助关键酶活性检测和微生物菌群分析了解微生物脱氮的微观变化,为地下水硝酸盐污染修复技术提供重要的理论依据。主要得出以下结论:（1）填充率和水力停留时间对固体碳源生物膜反硝化柱脱氮效果影响显着,其中填充率为40%的系统的供碳量适宜,硝酸盐氮平均去除率可达94%,系统内碳源充足时,提高进水氮负荷,系统仍可处于完全反硝化;HRT为4h时,反硝化作用彻底且副产物产量小,硝酸盐氮平均去除率为88%,平均出水TOC浓度为20.51 mg/L。由此可知,填充率为40%、HRT为4h满足固体碳源生物膜反硝化柱进行长久高效稳定运行,是适宜的运行工况。（2）在铜金属耐受性试验中得知,Cu2+浓度较低时(ρ(Cu2+)≤1.10mg/L),金属铜对固体碳源生物膜反硝化柱高效稳定脱氮,总氮平均去除率高于93%,对Cu2+平均吸附率大于85%;当水环境中Cu2+浓度高于4.67 mg/L时,反硝化柱的反硝化作用受到显着的可逆性抑制,对Cu2+吸附作用也产生影响,系统脱氮、吸附性能随浓度增加而变差,Cu2+浓度为4.67mg/L和11.00mg/L时,系统总氮平均去除率分别为84.47%和59.87%,且可恢复至89.70%和67.43%,吸附率变化幅度11.91%和18.85%。（3）探索填料更换方法研究中发现,采用以纵取方式更换30%填料的更换方法,固体碳源生物膜反硝化柱恢复脱氮性能最佳。反应器B#使用该更换方法成功运行200天。通过以上的试验研究,表明固体碳源生物膜反硝化柱利用聚己内酯做填料可以高效稳定长久的去除地下水中的硝酸盐。
殷迪[10]（2020）在《铜合金与纳米铜阴极电化学反硝化过程研究》文中提出近年来,废水中的硝酸盐（NO3-）浓度不断增加。高浓度的NO3-会威胁动物和人类的健康,因此急需要解决NO3-的污染问题。电催化反硝化技术因为具有效率高、管理便捷、不产生二次污染等优势为该问题的解决提供了新思路,因而受到研究人员的广泛关注。但是电催化反硝化技术仍然存在选择性差、能耗大等问题。为解决以上问题,本文在前人研究的基础上,探索了铜合金以及纳米铜电极在电化学反硝化过程中的作用,优化电催化反硝化技术的操作条件,从而降低反应的能耗。探究了电催化反硝化过程中NO3-的电子转移过程从而解析电催化反硝化的机理。本研究首先选用常用的、工程应用中易获得的铜合金材料铜（Cu）、铜/镍/锌（Cu:Ni:Zn=60:15:25 wt%）、铜/锌（Cu:Zn=62:38 wt%）作为电催化反硝化的阴极材料,探究其电催化反硝化性能。实验结果表明,与纯铜相比,铜合金作为电催化反硝化的阴极材料具有更高的电催化反硝化效率。本实验构型中的电催化反硝化过程是一个不可逆的扩散的过程,NO3-的电子传递路径是先还原成亚硝酸盐（NO2-）,接着NO2-被进一步还原成氨（NH4+）。正交实验结果表明四个反应条件对电催化反硝化的影响大小为:硝酸盐氮（NO3--N）初始浓度>电流密度>电解质浓度>溶液初始pH值。Cu/Zn和Cu/Ni/Zn合金的最优反应条件为:电流密度为8 mA/cm2,2.0 g/L氯化钠（NaCl）,初始pH为3.0,NO3--N的初始浓度为100 mg/L。在最优条件下,Cu/Zn和Cu/Ni/Zn合金作为阴极时,每转化单位质量的NO3--N消耗的能量分别为145.1和153.0 kWhkg-1。因此,在实际电催化反硝化的工程应用中,铜合金是电催化反硝化电极材料的更佳选择。此外,本研究还采用简单的电化学方法在石墨板（Graphite plate,GP）的表面原位生成还原氧化石墨烯（graphene oxide,GO）和铜纳米颗粒（Cunanoparticles,Cu NPs）,并且对制备的纳米铜/石墨烯原位修饰复合碳（Cu/rGO/GP）电极的电催化反硝化性能进行分析。实验结果表明,Cu/rGO/GP电极反应3 h后NO3--N去除率为96.86%。Cu/rGO/GP电极的动力学速率常数分别是GP,GO/GP和Cu/GP电极的14.08,8.00和1.94倍。Cu/rGO/GP电极的界面转移电阻、表面吸附能和电化学活性面积均优于其他电极,因而它的电催化反硝化性能得以提高。该复合电极在电催化反应过程中具有很高的稳定性。制备的电极材料利用循环伏安扫描50圈后得到的伏安特性曲线仍然与第一圈很相似。施加-1.4 V的电压,每次反应3 h,反应8次后的去除率仍然能够达到92.4%。最后研究了该反应器内的电催化反硝化的电子传递路径和反应机理。综上所述,纳米铜/石墨烯原位修饰复合碳电极制备成本低催化效果好,因而在电催化反硝化反应中有着广阔的应用前景。
二、脱除地下水中硝酸盐氮的研究进展（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、脱除地下水中硝酸盐氮的研究进展（论文提纲范文）
（1）基于硫铁基质自养反硝化去除水中硝酸盐氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水中硝酸盐的污染现状、来源和危害 |
| 1.1.1 水中硝酸盐的污染现状 |
| 1.1.2 水中硝酸盐来源和危害 |
| 1.2 水中硝酸盐的脱除技术 |
| 1.2.1 水中硝酸盐的物理脱除技术 |
| 1.2.2 水中硝酸盐的化学脱除技术 |
| 1.2.3 水中硝酸盐的生物脱除技术 |
| 1.2.4 硫铁共基质自养反硝化 |
| 1.3 论文的立题依据、研究内容及意义 |
| 1.3.1 立题依据 |
| 1.3.2 研究内容及意义 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 硫、铁自养反硝化细菌的筛选及功能考察 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器及药品 |
| 2.1.2 菌株来源 |
| 2.1.3 实验培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株的分离纯化与菌种鉴定 |
| 2.2.2 菌株的序列分析 |
| 2.2.3 菌株形貌分析 |
| 2.2.4 菌株的生长特性及反硝化功能研究 |
| 2.2.5 菌株的Fe~(2+)氧化硝酸盐还原能力探究 |
| 2.2.6 菌株利用Fe~(2+)降解NO_2~-过程的生物学和化学研究 |
| 2.2.7 菌株的硫自养反硝化功能探究 |
| 2.2.8 实验分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纯化后菌株的形态和种类 |
| 2.3.2 菌株ZY630 的生长特性及反硝化功能研究 |
| 2.3.3 菌株ZY630的Fe~(2+)氧化硝酸盐还原功能探究 |
| 2.3.4 菌株 ZY630 利用 Fe~(2+)降解 NO_2~-过程的生物学和化学研究 |
| 2.3.5 菌株ZY630 的硫自养反硝化功能探究 |
| 本章小结 |
| 3 硫自养污泥的硫铁基质自养反硝化性能研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验仪器及药品 |
| 3.1.2 污泥来源 |
| 3.1.3 实验培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 硫自养反硝化污泥的驯化 |
| 3.2.2 污泥群落分析 |
| 3.2.3 污泥的硫自养反硝化功能探究 |
| 3.2.4 污泥的铁自养反硝化功能探究 |
| 3.2.5 污泥的硫铁共基质自养反硝化功能探究 |
| 3.2.6 硫铁共基质自养反硝化沉淀产物的表征 |
| 3.2.7 实验分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 硫自养反硝化污泥的驯化过程 |
| 3.3.2 硫自养反硝化污泥的群落分析 |
| 3.3.3 污泥的硫自养反硝化功能探究 |
| 3.3.4 污泥的铁自养反硝化功能探究 |
| 3.3.5 污泥的硫铁共基质自养反硝化功能探究 |
| 3.3.6 硫铁共基质自养反硝化沉淀产物的表征 |
| 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（2）生物炭强化零价铁渗透反应墙修复地下水硝酸盐氮污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 水中硝酸盐氮去除的研究进展 |
| 1.2.2 生物炭/零价铁体系去除水中污染物的研究进展 |
| 1.2.3 零价铁PRB去除水中污染物的研究进展 |
| 1.3 研究内容和目标 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验材料的准备及试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 表征方法 |
| 2.3.2 硝酸盐氮、氨氮和亚硝酸氮的测定 |
| 2.4 研究方法 |
| 2.4.1 静态实验 |
| 2.4.2 动态实验 |
| 2.4.3 机理探究 |
| 第三章 投加生物炭对零价铁去除地下水中硝酸盐氮的影响及作用机制 |
| 3.1 生物炭及零价铁反应前后的表面特征 |
| 3.1.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.1.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.1.3 傅里叶红外(FT-IR)分析 |
| 3.2 投加生物炭对零价铁去除硝酸盐氮的影响 |
| 3.2.1 不同硝酸盐氮初始浓度条件下的去除效果 |
| 3.2.2 不同生物炭投加量条件的去除效果 |
| 3.2.3 不同溶液初始p H值条件的去除效果 |
| 3.3 生物炭/零价铁对实际地下水中硝酸盐氮的去除效果 |
| 3.4 机理分析 |
| 3.4.1 动力学分析 |
| 3.4.2 反应产物分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 生物炭/零价铁PRB去除地下水中硝酸盐影响因素研究 |
| 4.1 流速对去除率的影响 |
| 4.2 硝酸盐氮初始浓度的影响 |
| 4.3 溶液初始p H的影响 |
| 4.4 不同生物炭投加量的影响 |
| 4.5 不同孔隙率的影响 |
| 4.6 共存离子的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 生物炭/零价铁PRB去除硝酸盐氮的长期性研究 |
| 5.1 PRB的长期运行 |
| 5.1.1 长期运行中氮物质的含量变化 |
| 5.1.2 长期运行中溶液的p H、Eh的变化 |
| 5.2 小结 |
| 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）DNRA过程的纯培养及混合培养特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 含氮化合物的污染现状和危害 |
| 1.1.1 水中硝酸盐的污染现状和危害 |
| 1.1.2 空气中氮氧化物的现状和危害 |
| 1.2 含氮化合物污染去除的常用技术 |
| 1.2.1 水中硝酸盐污染去除常用技术 |
| 1.2.2 烟气中氮氧化物污染去除常用技术 |
| 1.3 硝酸盐异化还原为铵过程研究进展 |
| 1.3.1 异养条件下硝酸盐异化还原为铵研究进展 |
| 1.3.2 自养条件下硝酸盐还原为铵研究进展 |
| 1.4 Fe(Ⅱ)EDTA-NO生物还原和产氨研究进展 |
| 1.4.1 Fe(Ⅱ)EDTA-NO生物还原研究进展 |
| 1.4.2 Fe(Ⅱ)EDTA-NO还原产氨研究进展 |
| 1.5 立题依据和研究内容 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 Shewanella sp.RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程特性和影响因素研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 试剂和仪器 |
| 2.1.2 菌株及其培养 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 电子供体对菌株RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响. |
| 2.2.2 C/N比对菌株RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响 |
| 2.2.3 Fe(Ⅱ)EDTA-NO浓度对菌株RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响 |
| 2.2.4 初始pH值对菌株RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响 |
| 2.2.5 温度对菌株RQs-106 还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 异养条件下移动床生物膜反应器中硝酸盐厌氧还原产氨性能和影响因素研究 |
| 3.1 试剂和仪器 |
| 3.2 接种污泥与实验装置 |
| 3.2.1 实验接种污泥 |
| 3.2.2 实验填料 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.3 实验分析方法 |
| 3.3.1 水质检测方法 |
| 3.3.2 高通量测序方法 |
| 3.4 实验进水和反应阶段划分 |
| 3.5 实验结果和讨论 |
| 3.6 反应器污泥群落结构 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 硫自养条件下移动床生物膜反应器中硝酸盐厌氧还原产氨性能和影响因素研究 |
| 4.1 试剂和仪器 |
| 4.2 接种污泥与实验装置 |
| 4.2.1 实验接种污泥 |
| 4.2.2 实验填料 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.3 实验分析方法 |
| 4.3.1 水质检测方法 |
| 4.3.2 高通量测序方法 |
| 4.4 实验进水和反应阶段划分 |
| 4.5 结果分析与讨论 |
| 4.6 反应器污泥群落结构 |
| 4.7 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 |
（4）紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体中硝酸盐污染现状 |
| 1.1.2 硝酸盐污染的危害 |
| 1.1.3 去除水体中硝酸盐的主要技术 |
| 1.2 高级还原水处理技术概述 |
| 1.2.1 高级还原水处理技术的原理 |
| 1.2.2 二氧化碳阴离子自由基的产生方法 |
| 1.2.3 国内外相关研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置与实验方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 含氮化合物浓度测定 |
| 2.3.2 总有机碳TOC的测定 |
| 2.3.3 EPR电子顺磁共振 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱 |
| 2.3.5 降解机理分析 |
| 2.3.6 反应动力学分析 |
| 2.3.7 表观活化能测定 |
| 第三章 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的效能及影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的效能 |
| 3.2.1 不同体系还原效率的比较 |
| 3.2.2 还原剂的筛选 |
| 3.3 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的影响因素 |
| 3.3.1 甲酸投加量 |
| 3.3.2 底物种类 |
| 3.3.3 光照强度 |
| 3.3.4 pH值 |
| 3.3.5 无机离子干扰 |
| 3.3.6 有机物干扰 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 紫外诱导甲酸还原硝态氮的机理及动力学特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 硝态氮还原产物分析 |
| 4.2.1 亚硝态氮生成与转化规律 |
| 4.2.2 氨氮生成规律 |
| 4.3 紫外光诱导甲酸还原亚硝态氮 |
| 4.3.1 亚硝态氮的降解 |
| 4.3.2 亚硝态氮还原产物分析 |
| 4.4 还原反应机理 |
| 4.4.1 自由基猝灭反应 |
| 4.4.2 EPR测定 |
| 4.4.3 反应机理分析 |
| 4.5 还原反应动力学 |
| 4.5.1 硝态氮的反应动力学 |
| 4.5.2 亚硝态氮的反应动力学 |
| 4.6 温度影响及表观活化能 |
| 4.6.1 温度影响 |
| 4.6.2 表观活化能计算 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 应用性探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 高浓度硝态氮的去除 |
| 5.3 反应中的二次污染问题 |
| 5.4 还原剂的可替代性研究 |
| 5.4.1 探讨还原剂山梨酸钾的还原效能 |
| 5.4.2 产物分析及还原剂转化情况 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果 |
| 参考文献 |
（5）铁系金属复合材料还原去除硝酸根的工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水资源的污染现状 |
| 1.2 硝酸盐污染的来源和危害 |
| 1.2.1 硝酸盐污染的来源 |
| 1.2.1.1 点源污染 |
| 1.2.1.2 面源污染 |
| 1.2.2 硝酸盐对环境和人体的危害 |
| 1.3 硝酸盐氮的去除方法 |
| 1.3.1 物理化学法 |
| 1.3.2 生物反硝化法 |
| 1.3.3 化学还原修复法 |
| 1.3.3.1 催化还原法 |
| 1.3.3.2 活泼金属还原法 |
| 1.4 本文的研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究意义及目的 |
| 1.4.2 研究方法与内容 |
| 第二章 实验 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验主要分析方法 |
| 2.2.1 硝酸盐的分析方法 |
| 2.2.2 亚硝酸盐的分析方法 |
| 2.2.3 氨氮的分析方法 |
| 2.3 金属复合材料的制备 |
| 2.4 实验去除硝酸盐的主要操作步骤 |
| 第三章 Fe-Cu金属复合材料去除硝酸盐的研究 |
| 3.1 Fe-Cu金属复合材料的制备 |
| 3.2 Fe-Cu金属复合材料的表征 |
| 3.2.1 XRD表征结果分析 |
| 3.2.2 SEM表征结果分析 |
| 3.3 不同因素对硝酸盐脱除效果的影响 |
| 3.3.1 Cu负载量的影响 |
| 3.3.2 合金初始投加量的影响 |
| 3.3.3 溶液初始pH的影响 |
| 3.3.4 反应过程中溶液温度的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Fe-Ag金属复合材料去除硝酸盐的研究 |
| 4.1 Fe-Ag金属复合材料的制备 |
| 4.2 Fe-Ag金属复合材料的表征 |
| 4.2.1 XRD表征结果分析 |
| 4.2.2 SEM表征结果分析 |
| 4.3 不同因素对硝酸盐脱除效果的影响 |
| 4.3.1 Ag负载量的影响 |
| 4.3.2 合金初始投加量的影响 |
| 4.3.3 溶液初始pH的影响 |
| 4.3.4 反应过程中溶液温度的影响 |
| 4.4 不同金属催化剂对铁系金属复合材料反应活性的影响 |
| 4.5 Fe-Ag金属复合材料还原硝酸盐的产物分析和反应机理探讨 |
| 4.5.1 不同金属复合材料还原硝酸盐的产物分析 |
| 4.5.2 Fe-Ag金属复合材料还原硝酸盐的动力学分析 |
| 4.5.3 Fe-Ag金属复合材料还原硝酸盐的反应机理探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 二元复合材料去除硝酸盐污水的工艺研究 |
| 5.1 Fe-Ag复合材料去除硝酸盐污水可行性分析 |
| 5.2 Fe-Ag复合材料去除硝酸盐污水实际工艺设计 |
| 5.2.1 反应塔的设计依据 |
| 5.2.2 复合材料进行污水脱硝的工艺流程 |
| 5.2.3 反应塔的工艺尺寸计算 |
| 5.2.3.1 Fe-C(添加Ag为催化剂)段反应塔的设计 |
| 5.2.3.2 甲酸段反应塔的设计 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（6）新型钴基阴极制备及电催化还原硝酸盐氮的性能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究的目的和意义 |
| 1.2 国内外脱硝技术研究现状 |
| 1.2.1 生物反硝化法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 反渗透法 |
| 1.2.4 活泼金属还原法 |
| 1.2.5 催化氢化法 |
| 1.2.6 电催化脱氮 |
| 1.3 目前研究尚存在的一些问题 |
| 1.4 主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析 |
| 2.1 实验试剂及仪器设备 |
| 2.1.1 主要实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 实验用水与水质 |
| 2.3 Co_3O_4-TiO_2/Ti阴极制备及硝酸根还原实验 |
| 2.3.1 改进溶胶凝胶-热烧结法制备Co_3O_4-TiO_2/Ti阴极 |
| 2.3.2 恒电流还原硝酸根实验 |
| 2.4 P-Co_3O_4/NF阴极制备及硝酸根还原实验 |
| 2.4.1 水热-低温磷化法制备P-Co_3O_4/NF阴极 |
| 2.4.2 恒电势还原硝酸根实验 |
| 2.5 分析项目及方法 |
| 2.5.1 常规指标分析 |
| 2.5.2 专项指标分析 |
| 2.5.2.1 材料的物理性能分析 |
| 2.5.2.2 材料的电化学性能分析 |
| 2.5.2.3 密度泛函(DFT)计算 |
| 2.6 数据处理与计算 |
| 第3章 Co_3O_4-TiO_2/Ti阴极制备及电催化还原硝氮表现 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 不同阴极的硝酸根电催化还原表现及评估 |
| 3.3 电极制备因素的考察 |
| 3.3.1 涂覆液浓度的考察 |
| 3.3.2 涂覆-煅烧次数的考察 |
| 3.3.3 煅烧温度的考察 |
| 3.4 电催化反应操作参数影响 |
| 3.4.1 电解液pH |
| 3.4.2 电流密度 |
| 3.4.3 电解液中氯离子浓度 |
| 3.5 硝酸根离子的电催化还原机理 |
| 3.5.1 直接还原 |
| 3.5.2 间接还原 |
| 3.5.3 硝酸根的还原路径分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 P掺杂三维Co_3O_4阴极制备及电催化还原硝氮表现 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 不同阴极的理化性质 |
| 4.3 电化学表征 |
| 4.4 各种阴极的电催化还原表现 |
| 4.5 电极制备因素和操作参数的影响 |
| 4.6 反应路径和机理研究 |
| 4.7 环境污染修复潜力与实际含氮废水处理 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
（7）纳米电极制备及电化学去除地下水中硝酸盐行为与机理（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水中硝酸盐污染 |
| 1.1.1 地下水中硝酸盐污染现状 |
| 1.1.2 地下水中硝酸盐污染的来源 |
| 1.1.3 地下水中硝酸盐污染的危害 |
| 1.2 硝酸盐污染常规处理技术 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 生物处理技术 |
| 1.2.3 化学处理技术 |
| 1.3 电化学处理技术 |
| 1.3.1 电化学还原硝酸盐机理 |
| 1.3.2 电化学脱氮电极材料 |
| 1.3.3 电化学反应器 |
| 1.3.4 电化学反硝化影响因素 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 TiO_2 纳米电极的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器设备与试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 TiO_2 纳米电极的表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氧化电压的影响 |
| 2.3.2 电解液浓度的影响 |
| 2.3.3 氧化时间的影响 |
| 2.3.4 热处理的影响 |
| 2.3.5 TiO_2 纳米电极的形成机理 |
| 2.3.6 TiO_2 纳米电极制备条件的优化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 TiO_2 纳米电极对地下水中硝酸盐的去除性能及机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器设备与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 TiO_2 纳米电极的表征 |
| 3.2.4 TiO_2 纳米电极的电化学性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TiO_2 纳米电极的表征 |
| 3.3.2 TiO_2 纳米电极去除硝酸盐性能 |
| 3.3.3 TiO_2 纳米电极的电化学性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Cu/TiO_2 复合纳米电极制备及其对硝酸盐的还原机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 Cu/TiO_2 复合纳米电极的表征 |
| 4.2.4 Cu/TiO_2 复合纳米电极的电化学性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Cu/TiO_2 复合纳米电极形貌调控 |
| 4.3.2 Cu/TiO_2 复合纳米电极的表征 |
| 4.3.3 Cu/TiO_2 复合纳米电极电化学性能分析 |
| 4.3.4 Cu/TiO_2 复合纳米电极还原硝酸盐性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极制备及对硝酸盐还原性能评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极的表征 |
| 5.2.4 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极的电化学性能测试 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极形貌调控 |
| 5.3.2 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极的表征 |
| 5.3.3 Cu/Zn/TiO_2 纳米电极电化学性能分析 |
| 5.3.4 Cu/Zn/TiO_2 多金属纳米电极还原硝酸盐性能 |
| 5.3.5 纳米电极去除硝酸盐性能对比分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）基于表面特性的中空纤维膜材料选择及其构建的氢基质生物膜反应器去除硝酸盐的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 氮污染简介及国内外研究现状 |
| 1.2.1 氮污染简介 |
| 1.2.2 硝酸盐污染的危害 |
| 1.2.3 硝酸盐的去除技术 |
| 1.2.4 氢基质生物膜反应器(H_2-MBfR) |
| 1.2.5 影响氢基质生物膜反应器性能的相关因素 |
| 1.2.6 氢基质生物膜反应器在水处理中的研究进展 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 中空纤维膜表面特性研究 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.1.3 中空纤维膜样品预处理 |
| 2.1.4 中空纤维膜的表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 AFM表面粗糙度与接触角分析 |
| 2.2.2 膜表面Zeta电位分析 |
| 2.2.3 密度以及孔隙率分析 |
| 2.2.4 中空纤维膜H_2渗透性分析 |
| 2.3 本章结论 |
| 第3章 中空纤维膜材料性能对MBfR的启动运行影响研究 |
| 3.1 实验设计 |
| 3.1.1 实验装置及配水 |
| 3.1.2 MBfR微生物的培养驯化 |
| 3.1.3 实验目的及分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 NO_3~--N去除效果对比研究 |
| 3.2.2 胞外聚合物分析 |
| 3.3 本章结论 |
| 第4章 MBfR去除硝酸盐影响因素与氢气利用研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.1.1 实验装置及污泥投加 |
| 4.1.2 实验工况设计 |
| 4.1.3 基本参数计算方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 MBfR驯化培养阶段分析 |
| 4.2.2 进水NO_3~--N浓度对MBfR去除效果的影响 |
| 4.2.3 氢气压力对MBfR去除效果的影响 |
| 4.2.4 进水流速对MBfR去除效果的影响 |
| 4.2.5 当量电子通量分析 |
| 4.3 本章结论 |
| 第5章 MBfR中微生物群落特征影响分析 |
| 5.1 试验设计 |
| 5.1.1 实验方法 |
| 5.1.2 样品的处理与上机 |
| 5.2 OUTs及微生物多样性分析 |
| 5.2.1 OTUs分析 |
| 5.2.2 稀释曲线分析 |
| 5.2.3 Rank-abundance曲线分析 |
| 5.2.4 Alpha Diversity指数分析 |
| 5.2.5 PCA分析 |
| 5.3 微生物群落结构水平及PICRUSt功能预测分析 |
| 5.3.1 门水平上的群落结构分析 |
| 5.3.2 属水平上的群落结构分析 |
| 5.3.3 PICRUSt功能预测分析 |
| 5.4 本章结论 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）基于固相反硝化去除地下水硝酸盐的系统运行研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 地下水资源利用现状 |
| 1.2 地下水污染概况 |
| 1.2.1 硝酸盐污染的现状 |
| 1.2.2 硝酸盐污染的来源 |
| 1.2.3 硝酸盐污染的危害 |
| 1.2.4 金属污染的概况 |
| 1.3 地下水硝酸盐污染去除技术研究概况 |
| 1.3.1 物理处理技术 |
| 1.3.2 化学处理技术 |
| 1.3.3 生物处理技术 |
| 1.4 固相反硝化工艺研究现状 |
| 1.4.1 固相反硝化原理 |
| 1.4.2 固相反硝化研究现状 |
| 1.4.3 固相反硝化影响因素 |
| 1.5 研究内容和意义 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容和创新点 |
| 1.5.3 研究路线 |
| 第二章 试验方法与装置 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 试验用品 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验药品 |
| 2.2.3 试验设备 |
| 2.3 分析检测方法 |
| 2.3.1 水质检测方法 |
| 2.3.2 酶活力检测方法 |
| 2.3.3 微生物群落结构分析方法 |
| 第三章 固体碳源反硝化柱运行条件影响研究 |
| 3.1 试验设计与运行 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 填充率对固体碳源反硝化柱的影响 |
| 3.2.2 水力停留时间对固体碳源反硝化柱的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 固体碳源反硝化柱金属耐受性研究 |
| 4.1 试验设计与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 固体碳源反硝化柱受金属影响的脱氮分析 |
| 4.2.2 固体碳源反硝化柱对金属的吸附效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 固体碳源反硝化柱长效运行研究 |
| 5.1 试验设计与运行 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 更换率对固体碳源反硝化柱的脱氮影响 |
| 5.2.2 更换方式对固体碳源反硝化柱的脱氮影响 |
| 5.2.3 固体碳源反硝化柱系统长期运行 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（10）铜合金与纳米铜阴极电化学反硝化过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氮的迁移转化 |
| 1.2 地下水中硝酸盐的污染 |
| 1.2.1 硝酸盐污染的来源 |
| 1.2.2 硝酸盐氮污染的危害 |
| 1.3 去除地下水中硝酸盐氮的方法 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 化学还原法 |
| 1.4 增强电催化反硝化阴极性能的对策 |
| 1.5 研究课题的目的、意义和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂及材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 硝酸盐电催化还原的动力学分析 |
| 2.2.2 硝酸盐电催化还原的电化学分析 |
| 2.2.3 正交实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 硝酸盐的测定 |
| 2.3.2 亚硝酸盐的测定 |
| 2.3.3 氨氮的测定 |
| 2.4 主要参数的计算方法 |
| 第3章 纯铜以及铜合金电化学还原硝酸盐 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 铜以及铜合金电极的物理化学性质分析 |
| 3.4 铜以及铜合金电极电催化反硝化的电化学分析 |
| 3.5 铜以及铜合金电极电催化反硝化的动力学分析 |
| 3.6 不同反应条件对电催化反硝化的影响 |
| 3.7 正交实验 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的制备和表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的制备 |
| 4.4 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的物理化学性质分析 |
| 4.5 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的电催化反硝化的动力学分析 |
| 4.6 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的稳定性分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极电化学还原硝酸盐 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料和方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的强化机制 |
| 5.3.1 导电性能 |
| 5.3.2 吸附性能 |
| 5.4 纳米铜/石墨烯原位修饰碳电极的电化学活性面积和反应机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、脱除地下水中硝酸盐氮的研究进展（论文参考文献）
- [1]基于硫铁基质自养反硝化去除水中硝酸盐氮的研究[D]. 王娟. 大连理工大学, 2021(01)
- [2]生物炭强化零价铁渗透反应墙修复地下水硝酸盐氮污染研究[D]. 邱思远. 西北大学, 2021(12)
- [3]DNRA过程的纯培养及混合培养特性研究[D]. 高嘉欣. 大连理工大学, 2021(01)
- [4]紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究[D]. 郑天怡. 东南大学, 2020(01)
- [5]铁系金属复合材料还原去除硝酸根的工艺研究[D]. 吴依玲. 青岛大学, 2020(01)
- [6]新型钴基阴极制备及电催化还原硝酸盐氮的性能与机制[D]. 高佳楠. 青岛理工大学, 2020(06)
- [7]纳米电极制备及电化学去除地下水中硝酸盐行为与机理[D]. 王乐乐. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [8]基于表面特性的中空纤维膜材料选择及其构建的氢基质生物膜反应器去除硝酸盐的研究[D]. 苑宇杭. 桂林理工大学, 2020(01)
- [9]基于固相反硝化去除地下水硝酸盐的系统运行研究[D]. 雷志娟. 广州大学, 2020(02)
- [10]铜合金与纳米铜阴极电化学反硝化过程研究[D]. 殷迪. 华东理工大学, 2020(01)