一、《怎样加快溶解》的对比实验（论文文献综述）
肖芮,季洋[1]（2021）在《在小学中年级有效开展对比实验的教学策略——以教科版三年级上册“加快溶解”为例》文中指出对比实验是小学科学实验中重要的实验方法,其涉及的控制变量的思想渗透在整个实验过程中,但小学生在日常生活中较少接触对比实验,在理解和掌握相关知识上有一定的难度。本文以教科版小学科学三年级上册"加快溶解"为例,探讨教师如何在教学活动中采取有效的教学策略。实践发现,注重教学过程的连贯性,创设情境、激发学生探究兴趣,明确探究目标,提前纠错、掌握正确的实验设计方法,搭建学习的脚手架、帮助学生举一反三,注重实验过程、落实实验设计以及利用课堂小结巩固新知等策略能够帮助学生养成控制变量的意识,掌握对比实验的基本方法。
郭媛[2]（2021）在《铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理》文中研究表明与活性污泥（Activated sludge,AS）相比,好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge,AGS）具有沉降性能优良、生物富集量高和抗冲击负荷能力强等优势特征,因此,AGS技术被誉为一项经济效益突出、具有良好发展前景的新型污水生物法处理技术。然而,该工艺在处理低有机负荷生活污水时存在系统启动周期长、长期运行易失稳和脱氮除磷效能不足等应用瓶颈。针对上述技术难题,本研究提出将铁电解作用耦合于AGS系统,一方面利用电刺激对微生物表面特性、迁移行为和生化活性等的积极影响,另一方面借助阳极电解缓慢溶铁的过程提高元素铁在AGS系统的利用效能,以期形成协同的强化效果,为攻克上述技术难题提供一条简便易行的解决方案。此外,本研究深入解析了铁电解作用下污泥内部各组分随颗粒化过程的变化情况,以及污泥完全颗粒化后其内部的功能微生物和功能基因等,旨在建立“铁电解作用—响应规律—生态功能”三者之间的级联作用关系,助推AGS技术在生活污水处理领域的工程化应用与理论发展。提出了一种耦合铁电解作用强化AGS形成的新方法,培养出一种形成速度快、颗粒结构稳定和多路径脱氮除磷的原位沉积铁矿型AGS。在常用于培养AGS的序批间歇式反应器（Sequencing batch reactor,SBR）中,安装了一对由活性铁阳极和惰性钛阴极组成的电极单元,成功构建了一种耦合铁电解作用的AGS系统,并基于颗粒化速率和污染物去除效能的评估,重点优化了铁电解单元的作用方式和施加电压。结果表明,在交替式缺氧/好氧（AN/O＿SBR）的周期运行模式下,施加1.0～1.5 V的恒定电压于缺氧阶段,在低有机负荷（1.35 kg COD/（m3?d））进水条件下该耦合系统可以20 d内完成启动、60 d后稳定运行,培养出的AGS具有沉降性能好、比重大和微生物活性高等优势特点。这种AGS内部沉积有铁系矿物,该无机组分不仅增强了颗粒结构的稳定性,而且构造了交联互通的孔隙结构,有利于细菌生长所需基质以及代谢产物的传输,有效克服了传统自凝聚形成的AGS结构稳定性差的固有劣势。此外,在1.5 V铁电解作用下完全颗粒化后的耦合系统对于实际的生活污水也具有优良的污染物处理效能,与无铁电解作用的对照组相比COD、TN和TP的去除率分别提高了4.0%、27.3%和39.9%,且系统出水中碳氮磷的浓度均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A排放标准。探究了铁电解作用下污泥内部无机矿物、微生物和胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）三种组分随颗粒化过程的协同演变规律,阐明了基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机理。结果表明:在好氧污泥的颗粒化过程中,污泥内部的无机矿物由无定型的铁氧化物逐渐转变为结晶型的磷酸铁系矿物;污泥EPS中C-（C/H）形式的C会被部分氧化为含氧的C结构（C-OH、C=O和O-C=O）,赋予EPS络合金属阳离子的性能;污泥中的微生物群落结构也发生了明显的演替,逐渐富集生长与EPS分泌和氮磷污染物去除相关的功能微生物。基于此,推断并验证了颗粒化各阶段发挥主要作用的组分类型及其影响机制,即:EPS在原位沉积铁矿型AGS的形成初期发挥重要作用,一方面通过粘附作用滞留下微小絮体,另一方面经氧化而具备络合特性,为Fe2+、Fe3+和Ca2+等金属离子卷入污泥基质提供前提条件;在颗粒化的增长期,颗粒内无定型铁氧化物的赋存明显改善了污泥的沉降性能,有利于滞留更多生物质于反应器中进一步生长和颗粒化;当污泥完全颗粒化后,颗粒内部的主要无机组分为结晶型磷酸铁系矿物,其与污泥内的微生物和EPS协同作用维持着颗粒结构的稳定。揭示了本研究培养的原位沉积铁矿型AGS多路径协同脱氮除磷的去污机制。结果表明:对于1.5 V铁电解作用下形成的原位沉积铁矿型AGS,其适中的污泥粒径（1.7 mm）和铁含量（30 mg/g SS）为铁营养型和不同需氧类型细菌的生长和繁殖提供了适宜的溶氧微环境和铁需求量。与无铁电解作用下形成的AGS相比,原位沉积铁矿型AGS内部被检出存在多种类型的反硝化菌,异养、自养和混养反硝化菌在该污泥所有反硝化菌中的相对比例分别为74.5%、10.3%和15.2%,且这三类反硝化菌在整个微生物群落组成中的总丰度高达42%。通过颗粒污泥的离体摇瓶实验,进一步证明了原位沉积铁矿型AGS内部存在依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径,该路径与其他脱氮路径共同作用下,赋予了耦合铁电解作用的AGS系统优良的TN去除效能。此外,该AGS中与铁和氮代谢相关的细菌可以通过相关功能基因的管控,严格控制元素Fe在细胞质内的积累量,并将Fe2+与NO3--N的反应场所限定于细胞周质层中。基于原位沉积铁矿型AGS中磷元素的赋存形态分析,推断并验证了在耦合铁电解作用的AGS系统中高效的TP去除效能归因于生物化学协同除磷,主要包括三种路径,分别为聚磷菌主导的生物除磷,阳极溶出的铁离子（Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ））与PO43-共沉淀的化学除磷,以及AGS内部富含的铁氧化物对PO43-的吸附除磷。
黄小琴[3]（2021）在《基于核心素养的小学科学进阶教学设计研究 ——以教科版小学科学“水”为例》文中研究表明
陈学鑫[4]（2021）在《钒铁尖晶石型精矿中V3+直接浸出分离的基础研究》文中研究表明钒,被誉为“现代工业的味精”,是国家重要的战略资源,广泛应用于冶金、航空航天、化工和能源等领域。近几年,随着钒产品的广泛应用,对钒原料的需求也不断攀升。然而,为了满足这一日益增长的需求,钒的绿色可持续生产是一个巨大的挑战。目前,钒铁尖晶石型含钒矿物是提钒的主要原材料,从中提钒的主要思路为氧化被烧-湿法浸出,例如钠化焙烧-水浸工艺、钙化焙烧-酸浸工艺等。首先,通过氧化焙烧破坏尖晶石结构并将其中的V3+氧化成V4+或V5+并与添加剂形成易溶的钒酸盐,再进行浸出获得含钒浸出液。但是,现行提钒工艺却面临着巨大的挑战和压力由于其带来严重的环境污染问题,例如高能耗、有害焙烧废气以及难处理尾渣等。此外,后续采用铵盐沉钒工艺从富钒液中进行沉钒时,产生大量的氨氮废水也给环境造成了极大的危害。针对目前提钒工艺所带来的环境污染问题,实现钒铁尖晶石型含钒矿物中V3+离子的直接浸出与分离是解决上述问题的关键,从而能够达到缩短工艺流程、降低能耗以及避免含有毒V5+的废水和尾渣的产生等成效。于是,本论文以石煤预富集-磁选分离后的钒铁尖晶石型含钒精矿为研究对象,并开展了如下研究:（1）首先,构建了不同温度下的V-Fe-H2O系电位-pH图,从热力学角度探讨了钒铁尖晶石型含钒矿物中V3+的一步浸出的可行性。此外,以硫酸作为浸出剂,对常压酸浸钒铁尖晶石型含钒精矿进行初步的实验研究,结果表明:钒精矿中的V3+最终以VO2+的形式进入溶液,虽然避免了氧化焙烧-湿法浸出的“两段式提钒”过程,但是依然没有克服氧化浸出的实质。此外,钒精矿中有价组元钒与杂质元素铁一同被浸出,且在最佳的浸出条件下,钒和铁的浸出率分别达到92.5%和98.5%;随后,以Fe2O3作为晶种,利用Fe3+离子的水解作用,采用化学沉淀法有效地去除了含钒浸出液中的铁杂质;最后,通过铵盐沉钒工艺获得了纯度为92%的V2O5产品。（2）为了实现钒铁尖晶石精矿中V3+的一步浸出,在后续的实验中采用具有较强络合能力的草酸代替硫酸作为浸出剂。首先探究了不同Fe/V的Fe3-xVxO4化合物在草酸水热溶液中的溶解规律,研究发现随着Fe/V的增加,钒的浸出率逐渐增大。此外,对草酸水热浸出钒铁尖晶石型含钒精矿过程的动力学研究发现,其浸出过程的限制性环节为界面化学反应控速步骤。因此,降低浸出液中Fe3+浓度可以强化Fe3—xVxO4中Fe3+的溶出速率,并加快化学反应速率,从而进一步提高钒铁尖晶石型含钒矿物中V3+的浸出率。（3）基于上述对草酸水热浸出钒铁尖晶石的研究,成功提出了铁粉协同草酸水热络合提钒新方法。铁粉协同作用的表现为,通过形成FeC2O4·2H2O沉淀,有效降低了浸出液中铁杂质浓度,使钒铁尖晶石精矿中V3+离子的浸出率显着提高,并在浸出过程中实现了钒铁分离。在最佳的浸出条件下,钒的浸出率可达95%左右,溶液中铁杂质的浓度大约100 mg/L。在浸出过程后,获得了含有[V（C2O4）3]3-络合离子的草酸浸出母液和纯度为98%以上的草酸亚铁副产物,并最终实现了钒铁尖晶石精矿中V3+的一步浸出。（4）为了从含钒草酸浸出母液中绿色、高效沉钒,在详细研究了含钒草酸浸出母液中V3+的水热析出平衡机理后,提出了水热沉钒新方法。结果表明,含钒草酸浸出母液中部分[V（C2O4）3]3-络合离子由于体系中氧的存在首先被氧化生成VOC2O4;随后由于温度的增加使[V（C2O4）3]3-络合离子和氧化生成的VOC2O4分解,最终钒以V2O3和VO2混合物的形式析出,并且钒的沉淀率高于99%以上。（5）为了进一步尝试从含钒草酸浸出母液中可控制备低价钒氧化物,首先研究了 V2O3-H2C2O4-H2O体系中V2O3在不同温度、不同浓度的H2C2O4水溶液中的溶解和析出规律。根据该体系的水热特征,设计了两种不同制备V2O3的路线。此外,对于从含钒草酸浸出母液中制备VO2,将V2O5-H2C2O4-H2O体系中的VO2合成方法引入到钒沉淀过程。最后,分别从含钒草酸浸出母液中成功制备了纯度为91%的V2O3和纯度为97%的VO2产物。
陆忠海[5]（2021）在《人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为》文中研究表明海洋工程装备中经常存在异种金属搭接现象,这在严酷的海洋环境中极易引发电偶腐蚀。表面涂覆有机涂层是延缓金属腐蚀最常用的方法之一。有机涂层在海洋环境中会受到各种环境因素的影响,从而导致其性能劣化甚至完全失效。因此,本论文以有机涂层/金属偶对体系为研究对象,开展人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的浸泡实验,从丝束电极（WBE）电流密度分布与电化学阻抗谱（EIS）演变、涂层阴极剥离、电极表面形貌及单根电极电流密度变化等角度对人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在海水中的腐蚀行为进行了研究。主要研究结果如下:（1）碳钢区域破损涂层样品在静止海水浸泡过程中,缺陷处碳钢电极主要充当阳极被加速腐蚀,而其它电极主要充当阴极在一定程度上被保护。在流动海水中浸泡前186 h,缺陷处碳钢电极阳极反应被加速;浸泡186 h后,缺陷处和涂层下碳钢电极主要作为阳极,铜镍合金电极主要作为阴极。（2）碳钢区域破损涂层样品在静止海水浸泡过程中,碳钢区域涂层的阴极剥离程度明显高于铜镍合金区域,这主要与金属电化学活性及涂层破损位置有关,而其在流动海水中的分析结果与之相反。在大部分浸泡时间里,碳钢区域涂层在流动海水中的阴极剥离程度明显低于其在静止海水中的阴极剥离程度;而铜镍合金区域涂层在流动海水中的阴极剥离程度明显高于其在静止海水中的阴极剥离程度。（3）铜镍合金区域破损涂层样品在静止海水中浸泡前186 h,缺陷处铜镍合金电极的阳极反应被加速;浸泡186 h后,涂层下部分碳钢电极作为阳极被加速腐蚀。在流动海水中浸泡的大部分时间里,涂层下碳钢电极主要作为阳极被加速腐蚀,而缺陷处和涂层下铜镍合金电极主要作为阴极,其原因是流动海水中高溶氧量对阴极还原反应起到促进作用。（4）铜镍合金区域破损涂层样品在静止海水浸泡过程中,碳钢区域涂层的阴极剥离程度明显高于铜镍合金区域,这与其在流动海水中的分析结果相反。在大部分浸泡时间里,碳钢区域和铜镍合金区域涂层在流动海水中的阴极剥离程度明显高于其在静止海水中的阴极剥离程度,这与流动海水中高溶氧量促进阴极还原反应有关。（5）在静止和流动海水环境中,人工破损有机涂层下碳钢和铜镍合金在电偶腐蚀过程中均存在电化学不均匀性。（6）在静止和流动海水环境中,人工破损有机涂层下某些碳钢电极在腐蚀过程中存在极性转换现象,从阴极到阳极极性反转的原因是发生了阳极溶解反应,而从阳极到阴极的极性反转主要归因于Fe OOH参与阴极反应。
黄悦[6]（2021）在《水中有机物和营养盐对藻类繁殖的耦合作用研究》文中进行了进一步梳理在实际水环境中,藻类生长与代谢过程不仅受到氮（TN）、磷（TP）营养盐浓度的制约,同时也受到有机碳（TOC）浓度的影响。然而,迄今关于水体富营养化和藻类繁殖的研究普遍关注的是以TN和TP为主的营养盐作用,缺乏对水中TOC背景浓度以及藻细胞合成过程中有机物和营养盐耦合作用的深入探讨。为了揭示水中TOC和营养盐对藻类繁殖的耦合作用规律,本论文以普通小球藻（Chlorella vulgaris）为研究对象,开展了三种模式下的微藻培养实验,系统性地考察了批次培养、养分持续供给的稳定培养和实际水环境恒化培养的条件下,微藻繁殖对水中TOC和营养盐的利用规律,以及藻细胞合成过程中TOC、TN和TP的背景浓度水平对生物质特性的影响,研究了养分消耗与藻细胞代谢之间的动态关系,探讨了水中有机物和营养盐对微藻繁殖的耦合作用机制。论文的主要研究成果如下:（1）结合批次培养实验,研究了微藻生长繁殖对水中有机物的利用规律。判明了外源有机碳对微藻生长繁殖的促进作用在营养盐供给充足（TN=20 mg/L,TP=5 mg/L）时最为显着,微藻的生长潜力、比增长速率、光合作用特性以及细胞对有机质和营养盐的转化效率均随着TOC浓度的增加显着增大;随着水中TOC浓度的增加,营养盐限制（TN=2 mg/L,TP=0.4 mg/L）时微藻的生长潜力和比增长速率在TOC=30 mg/L时达到最大,光反应阶段对应的最大光能转化效率（Fv/Fm）和电子传递速率（ETR）显着降低,光合色素含量下降,微藻对水中氮的同化利用效率降低,而对磷的吸收代谢量增加;外源有机碳的添加对微藻生长、光合作用和养分代谢特性在营养盐缺乏（TN和TP接近耗尽）时并不显着。（2）系统性地考察了水中有机物和营养盐对藻类生长和生物质特性的复合影响,从分子的角度探索了养分同化代谢的途径。结果表明,有机碳的加入（TOC=30 mg/L）使同等营养盐供给浓度（TN:1-8 mg/L和TP:0.1-1 mg/L）下微藻的比增长速率增加至0.52±0.002 d-1,最多增加了0.20 d-1;与自养条件（无TOC投加）相比,外源有机碳的添加减缓了微藻的光捕获能力,同等营养盐浓度下微藻的光合色素产量最多下降了44.69%,Fv/Fm和ETR降低了6.19%-36.05%;TOC和营养盐的共同作用导致微藻生物量呈现先增大再降低的趋势,TOC的添加导致微藻生物量降低（降幅达2.25%-60.15%）,微藻对氮的利用量降低了7.96%-40.63%,对磷的消耗和同化量增加了9.38%-50%;TOC的添加使微藻的最大碳同化量从58.19 mg C/L降至28.74 mg C/L,表明外源有机碳促进了微藻的分解代谢。（3）结合TOC和营养盐持续供给的稳定培养实验,以TOC/TN和TN/TP为耦合作用指标,研究了实际水环境的背景浓度下（TOC=1-100 mg/L、TN=1-8mg/L和TP=0.1-1 mg/L）,微藻生长、养分利用和细胞生物质特性之间的动态关系。微藻的综合生长模型分析结果表明,制约微藻生长的有机物和营养盐限值为TOC=3.41 mg/L,TN=0.22 mg/L和TP=0.033 mg/L;TOC/TN=15时微藻的比增长速率和色素含量最高,细胞光合活性高;在养分供给配比为TOC/TN/TP=75/5/1时,微藻对TOC、TN和TP的转化效率最高（分别为65.04±1.36%、67.67±1.23%和60.12±1.58%）。TOC/TN的增大促进了微藻的生物量累积,导致生物质中的色素和蛋白质向多糖和脂质转化,在TOC/TN=15时,多糖和脂质占比分别增加至51.55±0.21%和4.93±0.03%;在微藻生物质中各单糖的分布以葡萄糖为主,其次为半乳糖和鼠李糖,而脂肪酸甲酯（FAMEs）中主要成分为亚油酸（C18:2）、油酸（C18:1）和棕榈酸（C16:0）;根据微藻细胞中各元素组成的百分含量,得到水中微藻生物质的化学通式为C108.22-117.43H214.32-241.10O67.53-80.94N9.37-14.63P0.61-1.50S0.40-1.34,且影响通式中碳（C）、氮（N）和磷元素（P）配位数的主要因素为TOC/TN。（4）通过景观湖水的恒化培养实验,验证了实际水环境中,不同的TOC、TN和TP背景浓度对微藻生长繁殖的影响以及微藻的化学通式与稳定培养实验所揭示的规律基本吻合。TOC/TN仍然是影响微藻生长繁殖、有机物和营养盐吸收转化以及胞内生化组分的重要指标。控制湖水TOC背景浓度,降低TOC/TN,有助于限制微藻的过度繁殖,从而改善水体富营养化,微藻通式中各元素的配位数主要取决于TOC/TN,表明有机污染水平也在很大程度上影响微藻细胞的元素组成,是水环境治理中不可忽视的水质因素。基于三种模式的微藻培养实验结果进行理论分析,本论文进一步揭示了微藻生长繁殖的有机物激励作用,判明水中有机物和营养盐对微藻繁殖的耦合作用机制在于:TOC和TN主要作用于胞内蛋白组分和叶绿体的吸收,而TP主要作用于核糖体RNA的合成。由于水环境中可能滋生繁殖的藻类繁多,本论文基于普通小球藻实验得到的结果对于其他藻种的适用性还有待于进一步深入研究。然而,即使对于微污染的环境水体,以TOC为指标的有机质浓度通常也不可忽视。因此,重视水中有机物对藻类生长繁殖的作用有可能成为水体富营养化控制研究的新方向。
崔久军[7]（2021）在《气泡切割运动行为与传质过程研究》文中提出在气液两相流中气泡运动行为不仅能够改变流体的速度分布,还可以通过气液界面改变传质和传热效果,对气液接触过程产生重要影响。而气泡切割破裂能够增大气液相界面,对于通过增大气液接触面积提高传质效率的化工过程具有重要研究意义。本课题主要利用粒子成像测速技术与数值模拟计算方法相结合,对单气泡切割行为及传质过程进行了深入研究。研究工作对于气液两相传质、反应设备强化具有一定的理论指导意义和实际应用价值。利用粒子成像测速技术捕捉切割过程中气泡的运动轨迹,分析不同粘度下切割过程中气泡形态变化、速度变化和传质尾迹分布的影响。结果表明:气泡在切割过程存在对称切割、不对称切割和滑过细丝三种形态变化;气泡在切割过程中速度呈现先减小后增大变化趋势;气泡发生对称切割后子气泡稳定速度低于切割前稳定速度,其中直径为7 mm、8 mm气泡速度分别降低了9.2%、7.0%,可以不同直径气泡切割后气泡速度与气泡初始直径有关,存在气泡临界直径,气泡小于临界直径时速度下降幅度明显,本文临界直径在10 mm-11 mm之间;气泡速度下降幅度受粘度影响较小;气泡发生不对称切割时,较大子气泡速度下降幅度小于较小子气泡下降幅度;当气泡滑过细丝后,速度先降低后恢复至原稳定速度,速度上升和下降阶段加速度随粘度增大而减小。利用刃天青与氢氧化钠、葡萄糖的氧化还原反应设计传质实验,对氧气传质尾迹进行捕捉,分析切割过程中氧气浓度分布规律。切割过程中氧气浓度分布主要位于气泡底部,说明气泡进行气液相间传质过程发生于气泡底部;接触细丝前传质尾迹范围较小。随着气泡上升传质尾迹逐渐变长,浓度梯度变大。传质尾迹跟随气泡运动被切割后,传质尾迹范围增大,而较小子气泡传质效率较高,氧气组分消耗较快,传质尾迹逐渐消失。建立传质数值计算模型,利用UDF实现了传质通量量化。考察对称切割与不对称切割过程对流场、速度和CO2溶解量的影响,模拟结果表明:切割过程使气泡周围压力、速度以及流线等发生变化,液相中涡流结构增多,湍流强度增强;切割行为对直径小于6 mm气泡,单位体积CO2溶解量变化较大,能够提高相间传质效率。而初始直径大于6 mm气泡可以对气泡进行多次切割,从而到达强化传质目的;丝径越大,气泡在切割过程速度波动越大;气泡下降幅度随丝径增大而减小,其中0.5 mm细丝下降幅度最大,达到了23%,CO2溶解量受丝径影响较小;气泡发生不对称切割后,子气泡体积存在差异,造成子气泡速度相差较大,CO2溶解量随着体积差增大而减小。
程达[8]（2021）在《生物质向气液固肥快速转化装置设计及其性能研究》文中进行了进一步梳理厌氧发酵技术是处理农业废弃物,解决环境污染问题,产生清洁能源和有机肥料的重要途径。但与有机-无机复混液体肥料标准相比,发酵残留的沼液仍存在总养分较低、生物毒性较大的问题尚未解决,而外源添加物与混合物料协同厌氧发酵及沼液好氧处理工艺有助于实现发酵底物营养均衡,加快沼液腐熟,使生物质向气液固肥快速转化并提高产气性能及产肥品质。为确定外源添加物对混合原料厌氧发酵兼好氧处理的产气及产肥特性,本文在常温（27±1）℃、料液总固体浓度8%的条件下,试验研究了以牛粪和番茄茎叶混合原料并分别添加尿素、草木灰的厌氧发酵过程,不同温度下的沼液好氧处理过程,不同曝气量下的沼液好氧处理过程以及对比不同沼液的好氧处理过程,确定了生物质向气液固肥快速转化的最佳外源添加物及最佳沼液好氧处理工艺。本文的主要研究结论如下:（1）厌氧发酵中前期各添加物对系统产沼气的促进效果显着,且尿素作用更为明显,但草木灰组最终累计产气量比尿素组累计产气量要高。发酵初期各组产气高峰及产气速率从大到小依次为尿素组>草木灰组>空白组,而空白组在发酵中后期出现第二产气高峰281 L,且高于第一产气高峰241 L。发酵后期各组日产气量及产气速率从大到小依次为空白组>草木灰组>尿素组。从累计产气量角度看,各对照组累积产气量在发酵前期快速增加,在发酵后期增加缓慢,另外,草木灰组和尿素组达到空白组累计产气量80%,5346 L的发酵时间较空白组有所提前,分别为发酵第41 d和第38 d。（2）厌氧发酵中前期各添加物对系统合成甲烷起促进作用,尿素促进效果最好,而且尿素组沼气中的甲烷占比达到可燃要求速度最快,但空白组累计产甲烷量高于两对照组。在发酵第28 d前,各对照组日产甲烷量均高于空白组,发酵中后期对照组日产甲烷量明显低于空白组,从累计产甲烷量角度看,草木灰组和尿素组累计产甲烷量分别在前33d和38d高于空白组,在发酵后期空白组累计产甲烷量明显高于两个对照组。另外,在发酵前期,甲烷体积分数由大到小分别为尿素组>空白组>草木灰组,发酵后期各实验组甲烷体积分数相差不大。（3）尿素组沼液在发酵各阶段的NH4+-N含量最高,同时VFAs峰值为各组最大。尿素组的NH4+-N含量在发酵各阶段显着高于其他两组,最高时达到了1384.8mg/L,草木灰组NH4+-N含量不高,且低于空白组。同时,各添加物促进厌氧发酵过程VFAs含量,其中尿素组在过程中的乙酸、丁酸、戊酸、异戊酸含量较高,而且推断尿素组后期产气下降的原因不是VFAs含量低,而是NH4+-N积累导致系统产甲烷菌失活,其次,草木灰在过程中丙酸含量较高。综合比较,尿素在过程中VFAs含量较高。另外,三试验组各类酸占比由大到小均为乙酸>丙酸>丁酸>异丁酸>异戊酸>戊酸。（4）系统料液pH在6.6～7.5的中性环境对厌氧发酵起促进作用;添加物的加入可进一步提升料液养分,发酵结束后TDS由大到小分别为尿素组7160mg/L>草木灰组6410mg/L>空白组6320 mg/L;尿素与草木灰组在发酵过程中提前达到了-350m V左右,加快了产甲烷过程。（5）对单个生物质向气液固肥快速转化装置的有机负荷处理能力及运行策略评价得出,装置最佳有机负荷处理工艺为尿素组高温连续式厌氧发酵,年处理0.34t牛粪、5.17t番茄茎叶。若以500m3、2000m3发酵罐计算,年最大处理牛粪及番茄茎叶类尾菜分别为303.57t、1214.28t和4616.07t、18464.28t。（6）30℃,12L/min的好氧处理方式可达到快速降低沼液生物毒性,加快腐熟的效果。不同方式好氧处理沼液的过程中,各处理组pH随时间均呈上升趋势,而各处理组电导率和溶解性总固体随时间变化均呈下降趋势。其次,氨态氮含量随好氧处理时间先下降后上升再下降。不同温度好氧处理沼液过程,得出常温好氧处理助于有助于保持沼液养分,中温好氧处理沼液可更好的降低生物毒性。30℃处理组,7h的GI为81.9%,达到完全腐熟,氨氮672mg/L,TDS为6090mg/L。不同曝气量好氧处理沼液过程,得出高曝气量好氧处理沼液可更好的降低生物毒性,低曝气量或自然通风情况有助于保持养分,曝气组按照pH上升快慢分为12L/min>8L/min>4L/min,说明曝气量越大,pH上升越快;12L/min处理组在1h达到最快的完全腐熟,GI为98%,此时沼液TDS为6200mg/L,氨氮为734.4mg/L。（7）尿素组沼液好氧处理产肥效果最好。好氧处理不同沼液试验发现,空白组沼液在处理第1h可达完全腐熟,GI为98%,其TDS和氨氮分别为5670mg/L、734.4 mg/L;草木灰组沼液在处理第4h可达完全腐熟,GI为124.5%,其TDS和氨氮分别为5350mg/L、538.1 mg/L;尿素组沼液在处理第1h可达完全腐熟,GI为100.4%,其TDS和氨氮分别为7010mg/L、862.1 mg/L。比较得到,30℃、12L/min条件下好氧处理不同沼液,空白组与尿素组腐熟速度最快,均为1h;从养分保持角度分析,尿素组保留养分最多,其中,溶解性总固体含量7010mg/L,氨氮含量862.1mg/L。（8）沼液各养分含量未达到标准要求,需继续在好氧阶段进行调质,提升有机质可混入321g/L水溶有机肥料;提升总养分可混合206g/L水溶性肥料。本课题的创新点:揭示了外源添加物对混合原料厌氧发酵的产气及产肥特性,获得了生物质向气液固肥快速转化的最佳外源添加物及好氧处理工艺。
郭王彪[9]（2021）在《微藻三维亚微结构解析及扰流锥闪光反应器研制促进烟气CO2减排研究》文中提出面向“碳达峰、碳中和”国家重大战略需求,瞄准微藻减排烟气CO2国际学术前沿,研究突破高效固碳藻种、光生物反应器和固碳工艺等关键核心技术具有重要意义。然而微藻细胞内三维亚微结构不清晰,跑道池反应器内藻细胞闪光频率低,传统曝气器CO2利用效率低等瓶颈问题限制了微藻固碳产业发展。本文揭示了核诱变蛋白核小球藻的高分辨率三维亚细胞器结构,研制了交错排列扰流锥跑道池反应器强化微藻细胞闪光效应促进生长固碳,开发多孔泡沫镍碳酸化反应器将气态CO2转化为液态HCO3-离子革新了微藻固碳技术工艺。为了解决微藻细胞内三维亚微结构不清晰、导致无法直接观测核诱变微藻细胞器结构差异的科学问题,采用聚焦离子束扫描电子显微镜技术获得蛋白核小球藻原位状态下的三维高清细胞器结构形态,采用冷冻聚焦离子束连续切割技术及冷冻电子断层扫描技术获得蛋白核小球藻细胞高分辨率的三维亚细胞器结构。核诱变蛋白核小球藻的细胞体积和表面积分别提高了 1.2倍和70%,这主要归因于Rub i s c o酶的表达量大幅上调以及光合代谢互作网络增强。为了解决传统跑道池反应器垂直流速低导致微藻细胞闪光频率低、漩涡流场发展弱导致光传输距离短、混合传质差导致CO2利用率低的技术难题,设计了交错排列扰流锥跑道池光生物反应器。采用流体力学CFD计算模拟扰流锥反应器内漩涡流场以及微藻颗粒的运动轨迹,实验测试了气液混合传质和CO2气泡生成演变规律。当扰流锥的相对间距为3.0、相对高度为0.6时,涡量和湍动能分别增加了 6和14倍,气泡生成时间减少了 26%,气液传质系数增加了 34%,藻细胞的闪光频率提高了 1倍。交错排列扰流锥跑道池反应器内的螺旋藻平均实际光化学效率提高了 13%,螺旋藻光合生长速率提高了 40%。为了解决烟气CO2通过传统曝气器直接通入光生物反应器中的气泡停留时间短导致微藻细胞接触概率低,CO2反应压力小导致HCO3-目标产物的转化效率低,CO2容易大量逸出导致利用效率低经济性差的工程难题,研制了鼓泡式碳酸化反应器和多孔泡沫镍碳酸化反应器系统,将气态CO2分子转化为液态HCO3-离子革新了微藻固碳技术工艺。使得CO2分子向HCO3-离子的转化效率提高至80%,螺旋藻生物质固定CO2速率提高了 1.1倍,Rubisco酶表达量提高了 3.5倍。将实验室研制的交错排列扰流锥和碳酸化反应器应用于660 m2跑道池中,试验发现扰流锥跑道池内螺旋藻固定CO2速率提高了 42%,采用碳酸化反应器培养螺旋藻使其生长速率提高了 25%。为微藻减排烟气CO2技术的规模化推广提供了技术支撑,助力国家早日实现“碳达峰、碳中和”目标。
柳宁[10]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中研究说明涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
二、《怎样加快溶解》的对比实验（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、《怎样加快溶解》的对比实验（论文提纲范文）
（1）在小学中年级有效开展对比实验的教学策略——以教科版三年级上册“加快溶解”为例（论文提纲范文）
| 一、对比实验中的困与思 |
| 二、对比实验中有效的教学策略 |
| (一)注重教学过程的连贯性 |
| (二)创设情境，激发探究兴趣 |
| (三)明确探究目标 |
| (四)提前纠错，掌握正确的实验设计方法 |
| (五)搭建学习的脚手架，帮助学生举一反三 |
| (六)注重实验过程，落实实验设计 |
| (七)利用课堂小结巩固新知 |
| 三、总结与反思 |
（2）铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的理化特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥的形成机理 |
| 1.2.3 好氧颗粒污泥的氮磷去除机制 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥技术的应用现状与发展瓶颈 |
| 1.3 铁电解及其在生物法污水处理系统的应用研究 |
| 1.3.1 铁电解作用的基本原理 |
| 1.3.2 铁电解应用于活性污泥系统的研究现状 |
| 1.3.3 铁电解应用于人工湿地系统的研究现状 |
| 1.3.4 电/铁在颗粒污泥形成中的调控作用 |
| 1.4 AGS技术中亟待解决的科学问题与本研究课题的提出 |
| 1.4.1 AGS技术中亟待解决的科学问题 |
| 1.4.2 本论文研究课题的提出 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置与操作运行 |
| 2.1.1 反应器装置的搭建 |
| 2.1.2 实验设计与反应器的操作运行 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验用水 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标测定 |
| 2.3.2 EPS的分级提取与分析 |
| 2.3.3 颗粒污泥性质分析 |
| 2.3.4 污泥内无机组分分析 |
| 2.3.5 颗粒污泥的形态与结构分析 |
| 2.4 机理验证性实验 |
| 2.4.1 活性污泥的铁氧化物调理实验 |
| 2.4.2 颗粒污泥的离体摇瓶实验 |
| 2.5 分子生物学实验 |
| 2.5.1 微生物多样性测序与分析 |
| 2.5.2 应用FISH技术原位检测功能菌群 |
| 2.6 统计学分析方法 |
| 第3章 耦合铁电解作用的AGS系统构建与运行 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铁电解对AGS形成的强化作用 |
| 3.2.1 反应器运行效能分析 |
| 3.2.2 污泥中EPS组分的层级研究 |
| 3.2.3 成熟AGS的形态与结构特征 |
| 3.2.4 微生物群落结构解析 |
| 3.2.5 强化AGS形成的作用机制 |
| 3.3 强化氮磷去除的耦合系统构建与运行 |
| 3.3.1 污染物去除效果 |
| 3.3.2 典型周期内污染物转化 |
| 3.3.3 AGS的形成及其物化特性分析 |
| 3.4 系统优化运行及其处理实际生活污水的效能 |
| 3.4.1 施加电压对污泥颗粒化过程的影响 |
| 3.4.2 施加电压对污染物去除效果的影响 |
| 3.4.3 耦合系统对实际生活污水的处理效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铁电解作用下原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 耦合铁电解与其它强化策略相比的优势分析 |
| 4.3 颗粒化过程中污泥内部各组分的变化规律 |
| 4.3.1 污泥内无机矿物组分的转变 |
| 4.3.2 污泥内EPS络合特性的变化 |
| 4.3.3 污泥内微生物群落结构的演替 |
| 4.4 原位沉积铁矿型AGS的微观形态与结构特征 |
| 4.4.1 微观形态与结构观察 |
| 4.4.2 EPS含量和组分分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构解析 |
| 4.5 基于“晶核说”的原位沉积铁矿型AGS的形成机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 原位沉积铁矿型AGS的脱氮除磷机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同粒径AGS中微生物群落的分布特征 |
| 5.2.1 微生物与EPS的空间分布规律 |
| 5.2.2 细菌迁移与聚集特性分析 |
| 5.2.3 AGS中功能菌群的分布特征 |
| 5.3 细菌群落结构的演替及其环境因子 |
| 5.4 原位沉积铁矿型AGS的氮代谢机制 |
| 5.4.1 氮代谢相关的功能微生物与脱氮路径分析 |
| 5.4.2 依赖于亚铁氧化的自养反硝化路径的验证 |
| 5.4.3 铁电解作用下功能基因的响应与脱氮机制解析 |
| 5.5 AGS中磷元素的赋存形态及其除磷机理 |
| 5.5.1 磷在AGS中的赋存形态分析 |
| 5.5.2 铁电解作用对生物除磷的影响 |
| 5.5.3 AGS的生物化学协同除磷机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）钒铁尖晶石型精矿中V3+直接浸出分离的基础研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 钒的性质及应用 |
| 2.1.1 钒的理化性质 |
| 2.1.2 钒氧化物概述 |
| 2.1.3 钒的应用 |
| 2.2 钒资源现状 |
| 2.2.1 世界钒资源分布 |
| 2.2.2 我国钒资源分布 |
| 2.2.3 我国钒工业面临的机遇与挑战 |
| 2.3 含钒矿物提钒工艺研究现状 |
| 2.3.1 钠化焙烧提钒工艺 |
| 2.3.2 钙化焙烧提钒工艺 |
| 2.3.3 空白焙烧提钒工艺 |
| 2.3.4 提钒新方法及新工艺 |
| 2.3.5 目前提钒工艺存在的不足及原因 |
| 2.4 富钒液沉钒工艺研究现状 |
| 2.4.1 水解沉钒 |
| 2.4.2 钙盐沉钒 |
| 2.4.3 铵盐沉钒 |
| 2.4.4 高压氢还原沉钒新工艺 |
| 2.4.5 目前沉钒工艺的比较及分析 |
| 2.5 本论文的研究思路 |
| 3 钒铁尖晶石型精矿(Fe_(3-x)V_xO_4)的制备与表征 |
| 3.1 实验原料及设备 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.3 钒铁尖晶石型含钒精矿的矿物性质研究 |
| 3.4 小结 |
| 4 钒铁尖晶石型精矿酸浸过程热力学分析 |
| 4.1 电位-pH图绘制原理及方法 |
| 4.1.1 电位-pH图的绘制原理 |
| 4.1.2 电位-pH图的绘制方法 |
| 4.2 钒铁尖晶石酸浸过程V-Fe-H_2O系电位-pH图 |
| 4.2.1 不同温度下的V-H_2O系的电位-pH图 |
| 4.2.2 不同温度下的Fe-H_2O系的电位-pH图 |
| 4.2.3 不同温度下的V-Fe-H_20系的电位-pH图 |
| 4.3 小结 |
| 5 常压硫酸浸出钒铁尖晶石精矿及含钒浸出液中钒的回收 |
| 5.1 实验研究方法 |
| 5.1.1 试剂及设备 |
| 5.1.2 实验研究方案 |
| 5.1.3 实验过程 |
| 5.2 常压酸浸钒铁尖晶石精矿过程中钒和铁的浸出行为 |
| 5.2.1 温度对钒和铁浸出行为的影响 |
| 5.2.2 初始酸浓度对钒和铁浸出行为的影响 |
| 5.2.3 浸出时间对钒和铁浸出行为的影响 |
| 5.2.4 液固比对钒和铁浸出行为的影响 |
| 5.2.5 浸出液成分的测定及浸出残渣的表征 |
| 5.3 含钒硫酸浸出母液中钒铁分离 |
| 5.3.1 pH值的影响 |
| 5.3.2 Fe_2O_3添加量的影响 |
| 5.3.3 沉淀时间的影响 |
| 5.4 含钒净化液沉钒 |
| 5.5 小结 |
| 6 铁粉协同草酸水热络合提钒新方法 |
| 6.1 实验研究方法 |
| 6.1.1 试剂及设备 |
| 6.1.2 研究方案 |
| 6.1.3 实验过程 |
| 6.2 Fe_(3-x)V_xO_4化合物的草酸水热溶解规律 |
| 6.3 草酸水热络合浸出钒精矿的动力学研究 |
| 6.3.1 湿法冶金浸出动力学模型 |
| 6.3.2 温度的影响 |
| 6.3.3 初始草酸浓度的影响 |
| 6.3.4 浸出动力学方程的建立 |
| 6.4 铁粉协同草酸水热络合浸出钒精矿 |
| 6.4.1 铁粉协同草酸水热浸出V~(3+)的可行性分析 |
| 6.4.2 铁粉协同浸出条件的优化 |
| 6.4.3 浸出液及浸出残渣的表征 |
| 6.5 小结 |
| 7 含钒草酸浸出母液中水热沉钒及制备低价钒氧化物 |
| 7.1 实验研究方法 |
| 7.1.1 研究方案 |
| 7.1.2 实验过程 |
| 7.2 含钒草酸浸出母液中V~(3+)的水热析出机理 |
| 7.3 从含钒草酸浸出母液中制备低价钒氧化物V_2O_3 |
| 7.3.1 V_20_(3-)H_2C_2O_(4-)H_2O系中V~(3+)的溶解及析出规律 |
| 7.3.2 水热制备V_2O3的实验研究 |
| 7.4 从含钒草酸浸出母液中制备低价钒氧化物VO_2 |
| 7.4.1 V_2O_(5-)H_2C_2O_(4-)H_2O系中VO_2水热合成机制 |
| 7.4.2 水热制备VO_2的实验研究 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（5）人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 金属电偶腐蚀行为研究现状 |
| 1.3 有机涂层下单种金属或金属偶对腐蚀行为研究现状 |
| 1.3.1 有机涂层下单种金属腐蚀行为研究现状 |
| 1.3.2 有机涂层下金属偶对腐蚀行为研究现状 |
| 1.4 电偶腐蚀研究方法 |
| 1.4.1 电化学阻抗谱技术 |
| 1.4.2 电偶电流测量法 |
| 1.4.3 极化曲线法 |
| 1.4.4 失重法 |
| 1.4.5 丝束电极技术 |
| 1.4.6 其它研究方法 |
| 1.5 本论文的研究意义及主要内容 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2 电极制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 测试手段 |
| 2.4.1 电位和电流分布测量 |
| 2.4.2 电化学阻抗谱测试 |
| 2.4.3 电极表面形貌观察 |
| 2.4.4 附着力测试 |
| 3 人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止海水中的腐蚀行为 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 碳钢区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在静止海水中的腐蚀行为 |
| 3.2.1 未涂覆涂层丝束电极开路电位分析 |
| 3.2.2 电极表面电流密度分布和电化学阻抗谱演化分析 |
| 3.2.3 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 3.2.4 丝束电极表面形貌及附着力分析 |
| 3.2.5 单根电极电流密度变化分析 |
| 3.3 铜镍合金区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在静止海水中的腐蚀行为 |
| 3.3.1 电极表面电流密度分布和电化学阻抗谱演化分析 |
| 3.3.2 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 3.3.3 丝束电极表面形貌分析 |
| 3.3.4 单根电极电流密度变化分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在流动海水中的腐蚀行为 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 碳钢区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在流动海水中的腐蚀行为 |
| 4.2.1 电极表面电流密度分布和电化学阻抗谱演化分析 |
| 4.2.2 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 4.2.3 丝束电极表面形貌分析 |
| 4.2.4 单根电极电流密度变化分析 |
| 4.3 铜镍合金区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在流动海水中的腐蚀行为 |
| 4.3.1 电极表面电流密度分布和电化学阻抗谱演化分析 |
| 4.3.2 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 4.3.3 丝束电极表面形貌分析 |
| 4.3.4 单根电极电流密度变化分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为对比分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 碳钢区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为对比分析 |
| 5.2.1 电化学阻抗谱演化分析 |
| 5.2.2 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 5.2.3 丝束电极表面形貌分析 |
| 5.2.4 单根电极电流密度变化分析 |
| 5.3 铜镍合金区域涂层破损条件下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为对比分析 |
| 5.3.1 电化学阻抗谱演化分析 |
| 5.3.2 丝束电极表面涂层阴极剥离分析 |
| 5.3.3 丝束电极表面形貌分析 |
| 5.3.4 单根电极电流密度变化分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
（6）水中有机物和营养盐对藻类繁殖的耦合作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化与藻类繁殖 |
| 1.1.2 藻类繁殖导致的水环境问题 |
| 1.1.3 控制藻类繁殖的常规策略 |
| 1.1.4 水中有机物对藻类繁殖的影响 |
| 1.2 藻类的生长繁殖和生理特性 |
| 1.2.1 藻类的营养方式 |
| 1.2.2 藻类的生长规律 |
| 1.2.3 藻类的生物质组成 |
| 1.3 藻类繁殖的营养盐利用特性 |
| 1.4 藻类繁殖的有机物利用特性 |
| 1.5 藻类繁殖的有机物-营养盐作用的研究进展 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 藻种的筛选及特性 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.1.3 主要实验仪器 |
| 2.1.4 实验耗材 |
| 2.2 实验藻种培养 |
| 2.2.1 培养条件 |
| 2.2.2 培养方法 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 微藻增长潜力分析 |
| 2.3.2 水质理化特性分析 |
| 2.3.3 微藻生物质提取与分析 |
| 2.3.4 藻生有机物提取与分析 |
| 2.4 微藻生长动力学模型 |
| 2.4.1 Monod模型 |
| 2.4.2 Droop模型 |
| 2.4.3 综合生长模型 |
| 2.5 参数计算方法 |
| 2.5.1 净碳含量的计算 |
| 2.5.2 有机物和营养盐的消耗量 |
| 2.5.3 有机物和营养盐的同化吸收量 |
| 2.5.4 有机物和营养盐的转化效率 |
| 2.6 数据分析方法 |
| 3 微藻生长繁殖的有机物和营养盐利用规律 |
| 3.1 微藻生长繁殖对有机物的利用规律 |
| 3.1.1 有机物浓度对微藻生长潜力的影响 |
| 3.1.2 有机物浓度对微藻光合作用的影响 |
| 3.1.3 微藻生长对有机物的消耗和同化作用 |
| 3.2 .微藻生长繁殖对营养盐的利用规律 |
| 3.2.1 营养盐浓度对微藻生长潜力的影响 |
| 3.2.2 营养盐作用的生长动力学模型 |
| 3.2.3 营养盐浓度对微藻光合作用的影响 |
| 3.2.4 微藻生长对营养盐的消耗、同化和转化效率 |
| 3.3 有机物和营养盐对微藻生长繁殖的复合作用 |
| 3.3.1 有机物和营养盐浓度对微藻生长潜力的影响 |
| 3.3.2 有机物和营养盐共同作用的生长动力学模型 |
| 3.3.3 有机物和营养盐浓度对微藻光合作用的影响 |
| 3.3.4 微藻生长对有机物和营养盐的利用规律 |
| 3.4 小结 |
| 4 水中有机物和营养盐对微藻生物质特性的影响 |
| 4.1 有机物对微藻生物质特性的影响 |
| 4.1.1 有机物对微藻生物量累积过程的影响 |
| 4.1.2 有机物对微藻生物质组分的影响 |
| 4.1.3 有机物对微藻生物质中元素组成的影响 |
| 4.1.4 有机物对微藻生物质化学计量式的影响 |
| 4.2 营养盐对微藻生物质特性的影响 |
| 4.2.1 营养盐对微藻生物量累积过程的影响 |
| 4.2.2 营养盐对微藻生物质组分的影响 |
| 4.2.3 营养盐对微藻生物质中元素组成的影响 |
| 4.2.4 营养盐对微藻生物质化学计量式的影响 |
| 4.3 有机物和营养盐对微藻生物质特性的复合作用 |
| 4.3.1 有机物和营养盐对微藻生物量累积过程的影响 |
| 4.3.2 有机物和营养盐对微藻生物质组分的影响 |
| 4.3.3 有机物和营养盐对微藻生物质中元素组成的影响 |
| 4.3.4 有机物和营养盐对微藻生物质化学计量式的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 水中有机物-营养盐耦合作用下微藻的生长繁殖特性 |
| 5.1 水中微藻的生长和光合作用特性 |
| 5.1.1 微藻的生长潜力 |
| 5.1.2 微藻的综合生长模型 |
| 5.1.3 微藻的光合作用特性 |
| 5.2 水中微藻对有机物和营养盐的吸收与代谢特性 |
| 5.2.1 有机物和营养盐的消耗特性 |
| 5.2.2 有机物和营养盐的吸收与代谢效率 |
| 5.2.3 水中藻生有机物的特性研究 |
| 5.3 水中有机物-营养盐耦合作用下微藻的生物质特性 |
| 5.3.1 微藻生物量的累积特征 |
| 5.3.2 微藻生物质中生化组分的分布特性 |
| 5.3.3 微藻生物质中元素的富集与迁变规律 |
| 5.3.4 微藻生物质的化学通式 |
| 5.4 小结 |
| 6 微藻生长繁殖的有机物-营养盐的耦合作用机制 |
| 6.1 微藻生长繁殖的有机物激励作用 |
| 6.2 微藻吸收代谢的营养盐调控作用 |
| 6.3 有机物和营养盐的耦合作用机制 |
| 7 结论和创新点 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间完成的学术成果 |
（7）气泡切割运动行为与传质过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.2 气液传质理论研究进展 |
| 1.2.1 经典传质理论 |
| 1.2.2 经典传质模型修正 |
| 1.2.3 其他传质理论模型 |
| 1.3 气液两相流研究进展 |
| 1.3.1 数值模拟研究进展 |
| 1.3.2 实验研究进展 |
| 1.4 气泡运动行为研究进展 |
| 1.4.1 气泡形状 |
| 1.4.2 气泡上升速度 |
| 1.5 气液传质强化研究进展 |
| 1.6 现存问题与难点 |
| 1.7 主要研究内容 |
| 2 CFD数值模拟方法与模型建立 |
| 2.1 模型选择 |
| 2.2 VOF模型控制方程 |
| 2.3 气泡切割行为与传质过程计算模型建立 |
| 2.3.1 物理模型建立 |
| 2.3.2 网格划分 |
| 2.3.3 网格无关性检验 |
| 2.4 气泡切割行为计算模型 |
| 2.4.1 初始条件与数值方法 |
| 2.4.2 模型验证 |
| 2.5 气液传质计算模型 |
| 2.5.1 传质模型简化 |
| 2.5.2 控制方程与传质模型 |
| 2.5.3 初始条件与数值方法 |
| 2.5.4 模型验证 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 单气泡切割运动行为及传质过程数值模拟 |
| 3.1 计算条件及模拟物系 |
| 3.2 气泡运动轨迹 |
| 3.3 气泡直径对切割过程的影响 |
| 3.3.1 流场变化 |
| 3.3.2 速度变化 |
| 3.3.3 传质变化 |
| 3.4 丝径对切割过程的影响 |
| 3.4.1 流场变化 |
| 3.4.2 速度变化 |
| 3.4.3 浓度分布变化 |
| 3.5 不对称切割过程的影响 |
| 3.5.1 流场变化 |
| 3.5.2 速度变化 |
| 3.5.3 传质变化 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 单气泡切割运动行为实验 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 实验体系 |
| 4.3 示踪粒子的选择 |
| 4.4 实验过程 |
| 4.5 图像捕捉及处理 |
| 4.6 实验结果与讨论 |
| 4.6.1 气泡运动轨迹 |
| 4.6.2 气泡切割中形状变化 |
| 4.6.3 气泡切割过程中速度变化 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 气泡传质实验 |
| 5.1 传质实验装置 |
| 5.2 实验药品及参数 |
| 5.3 变色原理 |
| 5.4 实验图像处理步骤 |
| 5.5 传质实验结果与分析 |
| 5.5.1 氧气浓度分布验证 |
| 5.5.2 灰度与氧气浓度关联式测定 |
| 5.5.3 气泡切割过程中传质尾迹 |
| 5.5.4 切割过程中气泡周围浓度分布情况 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（8）生物质向气液固肥快速转化装置设计及其性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 沼气厌氧发酵技术概述 |
| 1.2.1 沼气工程工艺路线 |
| 1.2.2 厌氧发酵原理 |
| 1.2.3 厌氧发酵分类及影响因素 |
| 1.3 外源添加物对厌氧发酵的影响国内外研究进展 |
| 1.4 沼气厌氧发酵产气及好氧处理制肥国内外研究进展 |
| 1.5 国内外现状总结及对本课题的启示 |
| 1.6 研究目标、内容及意义 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究意义 |
| 第2章 生物质向气液固肥快速转化装置研发及试验方案 |
| 2.1 生物质向气液固肥快速转化系统工艺流程 |
| 2.2 生物质向气液固肥快速转化装置设计 |
| 2.2.1 装置设计及加工 |
| 2.2.2 试验系统控制策略 |
| 2.3 试验方案 |
| 2.4 测定方法及仪器 |
| 2.4.1 实验测定方法 |
| 2.4.2 实验设备 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 外源添加物对牛粪与番茄茎叶混合原料厌氧发酵产气性能研究 |
| 3.1 外源添加物对牛粪与番茄茎叶湿式厌氧发酵产气量的影响 |
| 3.1.1 日产气量 |
| 3.1.2 累计产气量 |
| 3.2 外源添加物对牛粪与番茄茎叶湿式厌氧发酵产甲烷量的影响 |
| 3.2.1 日产甲烷量 |
| 3.2.2 累计产甲烷量 |
| 3.2.3 甲烷二氧化碳体积分数 |
| 3.3 厌氧发酵过程沼液指标分析 |
| 3.3.1 厌氧发酵过程pH值变化 |
| 3.3.2 厌氧发酵过程电导率变化 |
| 3.3.3 厌氧发酵过程溶解性总固体含量变化 |
| 3.3.4 EC和TDS相关性分析 |
| 3.3.5 厌氧发酵过程氧化还原电位变化 |
| 3.3.6 厌氧发酵过程氨态氮含量变化 |
| 3.3.7 厌氧发酵过程挥发性脂肪酸含量变化 |
| 3.4 装置有机负荷处理能力及系统运行策略分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 沼液好氧处理产肥特性研究 |
| 4.1 不同方式好氧处理沼液产肥性能研究 |
| 4.1.1 温度对沼液好氧处理产肥性能的影响 |
| 4.1.2 曝气量对沼液好氧处理产肥性能的影响 |
| 4.2 不同沼液好氧处理产肥性能研究 |
| 4.3 沼液物质平衡分析及产肥效果评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 文章创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文 |
| 附录B 攻读学位期间获奖情况 |
（9）微藻三维亚微结构解析及扰流锥闪光反应器研制促进烟气CO2减排研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 前言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 微藻减排燃煤烟气CO_2的背景意义 |
| 1.2 微藻细胞三维亚微结构研究现状 |
| 1.3 微藻光生物反应器研究现状 |
| 1.3.1 开放式光生物反应器 |
| 1.3.2 封闭式光生物反应器 |
| 1.3.3 贴壁式光生物反应器 |
| 1.3.4 各种反应器的优缺点及适用范围 |
| 1.4 微藻减排CO_2技术工艺研究现状 |
| 1.4.1 光生物反应器内的CO_2原位直接补碳 |
| 1.4.2 碳酸化反应器内的CO_2离位间接补碳 |
| 1.5 本文研究目的和内容 |
| 1.5.1 本文研究目的 |
| 1.5.2 本文研究内容 |
| 2 仪器设备及实验计算方法 |
| 2.1 实验材料:固碳藻种和培养基 |
| 2.2 实验计算仪器设备 |
| 2.2.1 冷冻三维大体量全尺寸细胞器结构测试系统 |
| 2.2.2 原位冷冻高分辨三维亚细胞器结构测试系统 |
| 2.2.3“天河二号”模拟计算系统 |
| 2.2.4 涡流闪光反应器内三相流动混合传质测试系统 |
| 2.2.5 涡流闪光反应器内CO_2气泡生成演变在线测试系统 |
| 2.2.6 微藻细胞生长过程光合效率动态测试系统 |
| 2.3 试验过程方法 |
| 2.3.1 冷冻三维大体量全尺寸微藻细胞器结构测试方法 |
| 2.3.2 冷冻三维原位高分辨微藻亚细胞器结构测试方法 |
| 2.3.3 核诱变微藻蛋白及代谢组学定量测试方法 |
| 2.3.4 涡流闪光反应器内混合传质系数测试方法 |
| 2.3.5 反应器内CO_2气泡生成直径及停留时间测试 |
| 2.3.6 微藻细胞生长过程中PSII光合参数测试 |
| 2.3.7 藻液中碳氮磷营养盐浓度测试 |
| 3 核诱变小球藻冷冻原位亚细胞器的高分辨三维结构解析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 聚焦离子束扫描电镜揭示核诱变后小球藻细胞体积增大 |
| 3.3 冷冻电子断层扫描技术发现诱变后藻细胞类囊体膜间距增大 |
| 3.4 蛋白组及代谢组学揭示诱变后藻细胞光合路径加强 |
| 3.5 小结 |
| 4 设计模拟扰流锥强化跑道池漩涡流场提高微藻细胞闪光频率 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 设计交错排列扰流锥结构建立三维计算模型 |
| 4.2.1 设计交错排列扰流锥结构 |
| 4.2.2 微藻细胞和CO_2气泡存在下光传输数值计算模型 |
| 4.2.3 水平及垂直方向的漩涡流场模型建立 |
| 4.2.4 光暗循环闪光频率计算 |
| 4.3 交错排列扰流锥强化跑道池内漩涡流场的数值计算 |
| 4.3.1 扰流锥增大漩涡直径提高漩涡中心位置 |
| 4.3.2 扰流锥增大流场涡量和湍动能 |
| 4.3.3 扰流锥在跑道池内产生自旋流和漩涡流 |
| 4.4 扰流锥跑道池内光强分布数值计算 |
| 4.4.1 增加藻细胞浓度加剧光衰减速度 |
| 4.4.2 增大CO_2气泡直径减小体积分数提高光区占比 |
| 4.4.3 提高入射光强促进光传输能力 |
| 4.4.4 扰流锥增强跑道池内微藻细胞的光区分布及闪光频率 |
| 4.5 交错排列扰流锥促进螺旋藻固定高纯浓度CO_2速率 |
| 4.6 小结 |
| 5 研制交错排列扰流锥促进跑道池混合传质提高光化学效率 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 交错排列扰流锥跑道池研制及测试方法 |
| 5.2.1 构造交错排列扰流锥跑道池测试系统 |
| 5.2.2 跑道池内 ζ 电位及表面张力测试 |
| 5.2.3 藻细胞形态测试 |
| 5.3 加强扰流锥跑道池内混合传质促进CO_2气泡生成停留 |
| 5.3.1 降低混合时间增加气液传质系数 |
| 5.3.2 降低气泡生成直径增加气泡停留时间 |
| 5.4 强化扰流锥跑道池内微藻细胞实际光化学效率 |
| 5.4.1 提高螺旋藻细胞实际光化学效率和电子传递速率 |
| 5.4.2 提高小球藻细胞光暗适应后的PSII最大光化学效率 |
| 5.5 促进扰流锥跑道池内藻液营养盐吸收提高微藻生长固碳速率 |
| 5.5.1 提高藻液表面张力和 ζ 电位 |
| 5.5.2 藻液内HCO_3~-和氮磷营养盐吸收速率增加 |
| 5.5.3 增大螺旋藻藻丝螺距和小球藻细胞直径 |
| 5.5.4 交错排列扰流锥促进蛋白核小球藻固定烟气CO_2速率 |
| 5.6 小结 |
| 6 研制泡沫镍碳酸化反应器系统提高微藻固定烟气CO_2效率 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研制鼓泡式和泡沫镍碳酸化反应器系统 |
| 6.2.1 研制鼓泡式碳酸化反应器 |
| 6.2.2 研制泡沫镍碳酸化反应器系统 |
| 6.2.3 数值模拟泡沫镍碳酸化反应器系统内组分分布 |
| 6.2.4 泡沫镍碳酸化反应器系统内CO_2转化效率计算 |
| 6.3 研制鼓泡式碳酸化反应器转化气态CO_2为液态HCO_3~- |
| 6.3.1 碳酸化效率随反应时间逐渐增加 |
| 6.3.2 碳酸化效率随反应压力逐渐增加 |
| 6.3.3 碳酸化效率随Na_2CO_3底物浓度先增后减 |
| 6.3.4 碳酸化效率随填料高度比逐渐减小 |
| 6.4 研制泡沫镍碳酸化反应器系统提高微藻固定烟气CO_2效率 |
| 6.4.1 优化泡沫镍碳酸化反应器系统提高烟气CO_2固定效率 |
| 6.4.2 数值计算泡沫镍碳酸化反应器系统CO_2气体分布 |
| 6.4.3 微藻细胞生长过程中光化学效率及电子传递速率强化 |
| 6.4.4 微藻细胞光合及碳代谢通路加强 |
| 6.5 小结 |
| 7 交错排列扰流锥及碳酸化反应器应用于 660m~2跑道池工程现场 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 微藻固碳产业化工程的现场条件 |
| 7.2.1 交错排列扰流锥应用于螺旋藻固定烟气CO_2工程现场 |
| 7.2.2 碳酸化反应器系统应用于螺旋藻固定烟气CO_2工程现场 |
| 7.2.3 微藻固定烟气CO_2效率测试计算 |
| 7.3 扰流锥在 660 m~2跑道池螺旋藻固定烟气CO_2工程现场应用 |
| 7.3.1 扰流锥跑道池提高螺旋藻的藻丝长度及固定CO_2速率 |
| 7.3.2 扰流锥跑道池促进碳氮磷等营养盐吸收 |
| 7.4 碳酸化反应器系统在 660 m~2跑道池中促进微藻固碳速率 |
| 7.4.1 碳酸化反应器系统提高螺旋藻固定烟气CO_2速率 |
| 7.4.2 高光强、高温和高pH值提高Na_2CO_3/NaHCO_3质量比 |
| 7.5 小结 |
| 8 全文总结和展望 |
| 8.1 主要研究成果 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（10）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、《怎样加快溶解》的对比实验（论文参考文献）
- [1]在小学中年级有效开展对比实验的教学策略——以教科版三年级上册“加快溶解”为例[J]. 肖芮,季洋. 课程教学研究, 2021(08)
- [2]铁电解作用下好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷效能与机理[D]. 郭媛. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]基于核心素养的小学科学进阶教学设计研究 ——以教科版小学科学“水”为例[D]. 黄小琴. 石河子大学, 2021
- [4]钒铁尖晶石型精矿中V3+直接浸出分离的基础研究[D]. 陈学鑫. 北京科技大学, 2021(08)
- [5]人工破损有机涂层下碳钢/铜镍合金偶对在静止和流动海水中的腐蚀行为[D]. 陆忠海. 烟台大学, 2021(09)
- [6]水中有机物和营养盐对藻类繁殖的耦合作用研究[D]. 黄悦. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [7]气泡切割运动行为与传质过程研究[D]. 崔久军. 青岛科技大学, 2021(02)
- [8]生物质向气液固肥快速转化装置设计及其性能研究[D]. 程达. 兰州理工大学, 2021(01)
- [9]微藻三维亚微结构解析及扰流锥闪光反应器研制促进烟气CO2减排研究[D]. 郭王彪. 浙江大学, 2021
- [10]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021(02)