一、保持配水系统水质的有效方法（论文文献综述）
马琳,李怀恩,郑瑞宗[1]（2021）在《生活储水设施水质污染防控措施》文中指出建筑小区生活水池、屋顶水箱等生活储水设施,是城市供水系统的最后环节,由于各种原因可能发生微生物污染,从而引发公共卫生安全事故。该文分析了储水设施在设计、施工、管理、运营等环节存在的问题,有针对性地提出改进措施,探讨了在储水设施建造全寿命周期内如何避免水质污染的问题,希望人们对储水设施卫生安全防护加以重视。
张兆鑫[2]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中提出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
孙锐[3]（2021）在《基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究》文中提出农田沟渠具有“源”与“汇”的双重特征,在截留净化农业非点源污染物过程中发挥着重要作用,因此如何有效利用沟渠的截留功能,对防控流域农业非点源污染具有重要的理论和现实意义。本文在实地监测淮河流域安徽段不同特征沟渠在自然状态下非点源污染物的分布现状与截留情况的基础上,通过室内模拟,研究梯级沟渠在不同功能段以及不同因素影响下对污染物的去除效果,结合野外小尺度实验对比研究梯级沟渠在实际应用下的污染物截留效果,并通过室内模拟对比不同底泥基质下4种干湿交替强度中氮磷的变化特征,研究结果如下:1)研究区内不同特征沟渠水体氮、磷含量表现为农田沟渠>支流沟渠>河道沟渠;底泥氮含量大小为河道沟渠>农田沟渠>支流沟渠;底泥磷含量大小为农田沟渠>河道沟渠>支流沟渠。2)梯级沟渠室内模拟实验结果显示药物配水下总氮含量沿程变化呈波动式下降,削减效率在10.2%,对自然物质配水的总氮截留效率为11.54%,单个柱体TG1对氮的截留达到44.86%,证明TG1模拟缺氧环境促进了氮的反硝化作用;自然物质配水下系统通过截留泥沙对磷的截留率为56.87%。不同环境条件下,温度在8～20℃对氮、磷的截留效果更加明显;pH=8时总氮的含量变化最明显,而对磷的影响效果较小;水力停留时间对氮、磷的去除效果较为明显,其中长期覆水对氮、磷去除最大分别达到40%和50%。3)野外梯级沟渠小尺度实验数据表明,氮素含量在缺氧区的截留效果突出,局部截留率可达47.96%,但是由于后续反硝化作用的缺少又加之水体流动的扰动导致底泥氮素释放,使得渠段最终出水氮素截留不明显仅为5.4%,逐级氮素截留大小为TJ2>TJ3>TJ4>TJ1。对于磷的截留率为88.8%,上游含有大量颗粒态磷的泥沙,由于梯级挡板,横向流速被减缓,使得磷的输出量大大减小。4)干湿交替实验中无秸秆组底泥氮磷含量的下降幅度较有秸秆组效果更佳,其中总氮下降幅度为低强度（37.9%）>中强度（35.12%）>对照组（28.98%）>高强度（27.92%）;总磷下降幅度为对照组（20.62%）>低强度（16.06）>高强度（14.49%）>中强度（13.57%）;不同条件干湿交替实验下TN含量变化均为降低,其中原状底泥组变化率大于混有秸秆底泥组,而TP含量在有秸秆组出现显着增大趋势,与无秸秆组差距明显。图[70]表[13]参[87]
刘佳琦[4]（2021）在《中日室外给水设计规范对比研究》文中指出《国务院关于印发深化标准化工作改革方案》（国发[2015]13号）文件提出要对现行国家标准、地方标准、行业标准进行整合,最终形成全文强文强条的标准。2016年,根据《住房城乡建设部标准定额司关于请抓紧研编和编制工程建设强制性标准的通知》（建标标函[2016]155号）,组织开展《城乡给水工程项目规范》研编工作。这不仅需要我们对国内近年来的工程实例进行总结,还需要对先进国家的标准进行借鉴。而日本的给水标准体系建设比较早,发展程度也较为成熟,而且同为亚洲国家,对我国规范的研编工作具有重大的借鉴意义。本文主要对中日两国的给水规范进行了对比,通过比较研究提出现行标准的不足之处,并结合我国的工程实际情况为我国给水规范的编制提出建议。本文从中日两国的水法体系和工程标准的背景的入手,对中日两国水法体系的发展历程及工程建设标准体系的构成进行了介绍,在一定程度上为两国给水规范的比较研究奠定基础。其中,日本的《水道设施设计指南》（2012）（以下简称日本“指南”）共设9章,包括总论（Introduction）、取水设施（Water Intake Facilities）、贮水设施（Water Storage Facilities）、导水设施（Raw Water Transmission Facilities）、净水设施（Water Treatment Facilities）、送水设施（Treated Water Transmission Facilities）、配水设施（Distribution Facilities）、机械电气仪器设备（Mechanical,Electrical and Instrumentation Equipment）、供水装置（Water Service Fittings）。我国《室外给水设计标准》（GB50013-2018）（以下简称“标准”）我国《室外给水设计标准》（GB50013-2018）包括总则、术语、给水系统、设计水量、取水、泵房、输配水、水厂总体设计、水处理、净水厂排泥水处理、应急供水、检测与控制12个部分。文中除了对中日两国的水法体系和工程建设标准体系的大方向进行了对比研究,还对日本“指南”与我国“标准”有关取水储水设施、输配水设施、水处理设施等进行了对比研究。通过对比中日两国给水规范存在的差异,提出加快给水设计规范更新频率、完善应急供水措施、纳入新工艺、实现“智慧水务”等建议。为我国全文强制性规范的编制提供了技术参考,有利于我国工程建设标准体系的发展。
张露[5]（2020）在《南方某市某区供水系统全流程综合风险评价研究》文中指出城市供水系统是城市发展规划的重要组成部分,在保障人民生活、生产经济发展方面具有极其重要的作用。与此同时城市供水系统很容易遭到系统事故、蓄意破坏及自然灾害等多方面风险的威胁,这是由于城市供水系统具有系统、复杂、开放性等特点。城市供水系统一旦遭受这些风险威胁,将对居民生活、身体健康及社会经济发展造成严重的影响。因此对供水系统从源头到龙头的全流程风险进行全面识别分析及进一步的风险评价,根据得出的风险评价结果,有针对性的给出风险防范措施以此来降低其风险带来的损失就显得尤为重要了。这对提高其供水企业的管理效率,实现指导城市风险管理、优化运行以及安全用水保障同样具有重要意义。本文建立了以层次分析法、三角模糊数、模糊综合理论等为理论基础的“基于模糊层次分析法的城市供水系统风险评估模型”。在对南方某市某区全流程供水系统水资源构成、水质状况、基础设施、供用水量、生产运营管理等进行全面分析研究的基础上,找出了供水系统的现状及潜在风险因素,共筛选出23个风险因素指标,并建立了风险层次结构指标体系。利用建立的风险评估模型,对该区全流程供水系统进行风险评价研究。在进一步对供水系统风险因素指标评价结果进行排序分析,发现共有7个风险因素指标超过平均风险权重。在得出各层次风险权重的基础上,进行隶属度调查,得出南方某市某区城市供水系统发生低风险、较低风险、中等风险、较高风险、高风险的概率分别为:7.64%、32.32%、37.65%、18.06%、4.33%。依据隶属度最大原则,可知南方某市某区城市供水系统的风险隶属于t3级别,其风险评定为Ⅲ级,中等风险等级。根据风险接受准则,中等风险为可接受风险范围,但需采取适当的风险防范处理措施,有针对性地降低供水系统对应的指标因素风险以达到降低整个供水系统综合风险来减少损失的目的。根据此风险评价结果,本文结合其自来水直饮改造项目的推进,针对性的给出了南方某市某区供水系统各个环节降低其风险权重的风险防范措施及自来水直饮改造后的水质分析验证内容。
邱宇[6]（2020）在《不确定条件下汀江流域水资源优化配置与生态补偿研究》文中指出生态补偿是当前中国生态文明建设中的研究热点,也是理论界长期关注的议题。然而,理论研究中往往忽视了生态补偿与流域资源环境等影响因素的联动关系;产业资源消耗及排放强度的不确定性对生态补偿的影响也鲜见报道;理论生态补偿标准在实践中难以被采纳;流域水资源规划未考虑生态补偿因素,容易导致水资源配置缺乏效率或远离最优状态,无法实现整个流域生态环境与经济效益帕累托最优。因此,在流域水资源规划时,应充分考虑水资源上线和环境质量底线的要求,通过优化水资源配置,实现流域经济效益最大化,确定合理的生态补偿额度,促成上下游政府在生态补偿博弈中达成共识,平衡流域上下游主体利益,破解上下游横向生态补偿的“囚徒困境”,促进流域社会、经济和环境可持续发展。本研究以全国第二个跨省生态补偿试点流域——汀江（韩江）流域为研究对象,从生态补偿视角,充分考虑流域社会经济发展水平和生态环境保护要求、行业水资源消耗指标及污染排放强度的不确定性、5种不同的水文径流情景、效益最大化涵盖的风险等情形下,相继采用确定性规划、区间不确定性规划、区间两阶段随机规划和区间两阶段鲁棒随机规划等方法,以全流域地区经济效益最大化为目标函数,研究建立汀江（韩江）流域水资源优化配置模型,在流域水资源总量、污染物排放总量控制及区域最低发展水平要求的约束下,通过流域水资源在上、下游及各部门之间的优化配置,实现汀江（韩江）流域整体经济效益最大化,确定上下游合理的生态补偿额度,推进汀江流域生态补偿工作和区域可持续发展。（1）流域水资源配置确定性优化结果表明:汀江（韩江）流域总体综合经济效益为4142.50×104万元,较基准年2018年3805.33×104万元的流域总体综合经济效益提升了了337.17×104万元,升幅8.86%,流域十四个县区的经济效益均较基准年增长了4.19%13.55%;下游广东省补偿上游福建省的26927.96万元,较基础方案（生态补偿总额为5.42×104万元,其中国家补偿1.5×104万元,广东省补偿福建省3.92×104万元）相比减少了广东横向支付12272.04万元,降幅31.31%。既为流域下游生态补偿减负,同时也提升流域各县区及整体综合经济效益。确定性模型可为决策者优化水资源配置和产业结构,降低流域生态补偿额度,实现汀江（韩江）流域综合经济效益最大化。（2）基于区间不确定性规划的流域水资源优化配置结果表明:行业水资源消耗及污染物排放强度等因素在一定域值范围内波动的情景下（即区间不确定情景下）,总行业用水规模和经济效益分别为[25.77,35.56]×104万吨和[3069.32,5756.79]×104万元,与确定性优化模型相比,其上限值都有明显提高,下限值都有一定程度地降低,说明行业用水规模对经济效益目标主要是正向影响,可增大行业用水规模。从不同产业部门上看,工业生产部门、市政生活部门、农业部门和生态环境部门用水规模分别为[200242.50,247940.00]万吨、[56822.94,106811.85]万吨、[269.10,345.18]万吨和[350.59,525.88]万吨,相应经济效益分别为[3001.44,5459.42]×104万元、[76.96,305.70]×104万元、[605.54,920.97]万元和0元,工业和市政部门是水资源消耗大户,工业部门经济效益贡献最大,占比达[95%,97%]。下游地区需要向上游地区支付的生态补偿为[23997.71,28640.05]万元,较确定性优化模型增加[-2977.20,1665.14]万元,可有效削减生态补偿额,减轻各地方政府的财政压力。（3）基于区间两阶段随机规划方法的流域水资源优化配置结果表明:综合考虑区间不确定和五种不同水文径流情景条件下,总体经济效益下限为[3441.867,3706.47]×104万元,上限为[6560.93,6755.68]×104万元。流域整体及各县区经济效益按水文径流极丰〉丰〉平〉枯〉极枯的排序,逐级降低,水量与经济效益呈正相关。下限经济效益降低最大的为上游福建省新罗区,升高最大的为下游广东省兴宁县。上限经济效益提升最小和最大分别为上游福建省上杭县和下游广东省兴宁县。总补偿额由极枯水年至极丰水年为下限[26139.75,27712.06]万元;上限[27270.45,30005.80]万元。整体及各县区生态补偿额也按极丰〉丰〉平〉枯〉极枯排序,逐级降低,水量和生态补偿额呈正相关。（4）基于区间两阶段鲁棒随机规划方法的汀江（韩江）流域水资源优化配置结果表明:汀江流域总经济效益和生态补偿额随着鲁棒系数的变化有一定的规律,生态补偿额随着鲁棒系数的增大呈下降趋势、总经济效益下降,这代表系统的稳定性增加,经济性和稳定性得到了较好地平衡。相较于区间两阶段随机规划方法,汀江（韩江）流域总经济效益和生态补偿额呈下降趋势,表明区间两阶段鲁棒随机规划方法为提高稳定性和规避风险性而减少了经济效益,通过改变鲁棒值,能得到在不同风险水平和不同情境中较优的规划方案,为决策者科学的、弹性合理的规划汀江（韩江）流域水资源提供理论支撑。综上,本研究结合“三线一单”中水资源利用上线和水环境质量底线的管理要求,将生态补偿引入水资源规划,构建了汀江（韩江）流域水资源优化配置模型,实现流域生态补偿与水资源配置、产业结构和污染物排放等因素的联动优化,获得流域生态补偿总额合理化和整体经济效益最大化方案,对开展流域水资源规划及生态补偿具有一定指导意义。
杨康康[7]（2020）在《基于人工配水的微生物载体厌氧生化性能试验及特性研究》文中提出填充生物载体的厌氧反应器是提高脱氮效果不可或缺的工艺设备,选择高效生物载体又是保证厌氧菌活性的关键。尽管目前常用的污水处理生物载体的结构形式和材质品种很多,但彼此间的厌氧生化性能检测试验研究较少,导致高效生物载体的理论研究、新产品研发和工程选型长期处在盲目阶段,尤其缺乏同步生物载体厌氧生化特性及性能曲线族,造成重复研究、产品开发和工程浪费严重,制约了污水处理提标改造和水体生态环境保护升级。为此,本课题组在前期自行研制的15组21.6L容积同步运行的生化反应器的基础上,进行了厌氧生化改进,基于人工配制模拟生活污水,采用ASBBR工艺同步运行条件,完成了15种常见生物载体,6个浓度段的运行试验,绘制出了15种生物载体生化特性曲线族,并基于生物载体曲线族、不同生物载体结构及生物膜量进行了生物载体生化特性分析与曲线族的应用探讨,得到以下结论:1)通过多组反应器同步厌氧挂膜稳定后,在6个不同进水浓度段运行检测,每个浓度段连续运行约30天左右,检测进出水浓度变化,绘制出厌氧生活污水,试验结果为:对污水中COD的去除率大小顺序为下沉填料>短管填料>悬浮填料>丝状填料>悬挂填料,下沉填料最高为58%,悬挂填料最低为37%,两者相差56.76%;对污水中NH3-N的去除率大小顺序为短管填料>下沉填料>丝状填料>悬挂填料>悬浮填料,短管填料最高为46%,悬浮填料最低为35%,两者相差31.43%;各填料反应器对TP去除效果都不佳,下沉填料对TP去除率最高为31%,丝状填料最低为12%,需接后续除磷工艺,综上说明填充不同结构载体的反应器的生化性能差异显着。2)对生物载体单位容积表面积与单位负荷率系数进行相关性分析,图形中呈现的所有数据点有规律的分为2组,呈现出“八”字形分布,将陶粒填料、焦粉填料分为组1,其他13种填料分为组2;组2中载体的单位容积表面积与体积负荷率系数L的Pearson相关系数为-0.585,呈负相关关系;进一步对单位容积表面积与生物膜量、污染物去除率进行相关性的分析,结果为,组2中不同载体单位容积表面积与COD、NH3-N去除率呈显着正相关关系,Pearson相关系数分别为0.641、0.686,进一步说明了“八”字形分布规律及原因,组2中生物载体单位容积表面积与TP去除率不相关,这可能与厌氧反应条件有关,导致载体反应器对TP去除率不高。3)不同生物载体的单位体积负荷率系数与COD去除率的呈负相关关系,Pearson相关系数为-0.704,;不同生物载体的单位面积负荷率系数与NH3-N去除率呈负相关关系,Pearson相关系数为-0.657,本试验研究总的趋势为:生物载体承受的单位体积负荷率系数和单位面积负荷率系数越小,对污染物去除的效果越好。
周楠[8]（2020）在《含聚污水溶气气浮沉降影响因素及工艺技术界限研究》文中研究说明随着我国大部分油田开发进入中、高含水期,开发方式由水驱为主变为化学驱为主的三次采油背景下,油田污水水质改变,污水规模大幅度增加。以含聚污水为代表的油田污水具有高粘度,乳化油多、油珠粒径小等特点,导致沉降段处理时间延长,过滤段滤料污染,反洗周期缩短等一系列问题,给油田开发中地面系统采出污水的高效、环保、达标处理带来了新的挑战。本文针对含聚污水沉降处理单元开展溶气气浮沉降影响因素及工艺技术界限研究,在对含聚污水处理工艺及水质特性分析的基础上,选择多相流混合模型,利用数值模拟研究了溶气释放压差、回流比、处理量及污水含聚浓度对溶气气浮沉降分离的影响与规律,结合工艺特征参数和水质特性参数优化确定了含聚污水溶气气浮沉降分离工艺技术界限,为考虑水质特性改变的含聚污水溶气气浮沉降分离工艺运行模式构建及工艺设施结构优化改进提供了依据。最后,进行了溶气单元工艺结构优化,针对布气环气体释放头数量、布气环布局模式及布气液位高度的溶气单元工艺进行优化改进,以期为溶气气浮沉降罐的结构改进与含聚污水处理提效提供依据和支持。数值模拟结果揭示出低处理量、低含聚浓度,以及适当增大溶气释放压差和回流比有益于构建更为稳定的沉降分离流场,获得更为均匀有序的粒子运动轨迹,使连续均匀气泡产生并充分发挥浮选效应。含聚浓度对溶气气浮沉降分离过程的影响最为显着,通过数值模拟得出含聚浓度300～450mg/L、处理量100m3/h左右、回流比25%左右、溶气释放压差0.3～0.6MPa的工况下,含聚污水溶气气浮沉降分离工艺能够取得60～65%除油率和30～35%悬浮物去除率。优化确定模拟工况下溶气单元布气环上均匀分布的气体释放头间距为856mm、气体释放头数量为22个,布气环布局采用双环形布气结构,其高度控制在沉降罐内10.6～9.7m的区域,溶气单元在此工艺结构下,对含聚浓度为500mg/L的含聚污水的除油率和悬浮物去除率分别达到65%以上和35%以上。
熊雪君[9]（2019）在《二沉池出水有机物混凝机制与膜污染控制研究》文中研究指明随着越来越严峻的水资源短缺,污水回收利用被认为是水资源可持续发展的重要途径。目前超滤技术已被用于污水处理厂二沉池出水的深度处理,但二沉池出水有机物（Effluent Organic Matter,EfOM）造成的不可逆膜污染成为限制其大规模应用的技术瓶颈。识别EfOM中的主要膜污染组分,揭示膜污染机理,从而通过预处理手段有效控制膜污染,成为二沉池出水膜滤深度处理当下所面临的技术关键。本研究以武汉某城市污水处理厂二沉池出水为对象,采用在线混凝-超滤联合工艺深度处理二沉池出水。利用树脂提取和多种表征手段识别EfOM主要成分及特性;借助XDLVO理论从微观作用力角度阐述EfOM中典型污染物腐殖酸（Humic Acid,HA）与牛血清蛋白（Bovine Serum Albumin,BSA）交互作用对膜污染的影响机制;接着探索了典型污染物HA、BSA、海藻酸钠（Sodium Alginate,SA）和Ca2+的混凝机制,针对絮体形态与多项膜污染指标之间的相关性进行显着分析。本研究成果有助于解析实际二沉池出水的膜污染机理,可为混凝-超滤深度处理二沉池出水提供工艺指导,具有应用价值,得到的主要结论如下:（1）华中地区武汉某污水处理厂二沉池出水成分表征显示,二沉池出水主要有四种荧光组分,包括陆源性腐殖酸类、类色氨酸蛋白质、类酪氨酸蛋白质,以及与内源有关的氧化腐殖质。该二沉池出水中芳香官能团的紫外特征吸收值较低,蛋白质和微生物代谢产物荧光强度更大,且分子量主要分布在1k10k Da范围,与西北、华北、华东地区污水厂二沉池出水成分特性存在明显差异。（2）直接超滤膜污染研究显示,当典型污染物HA:BSA=1:1混合时,HA与BSA的交互作用能增强HA与聚氯乙烯（polyvinyl chloride,PVC）膜表面的范德华作用力和极性作用力,同时UV254去除率从45.2%提高至67.2%,水力可逆膜污染比例增大至80%以上;低浓度SA（0.2 mg/L）时其特有的凝胶结构导致滤饼层有较好的水力清洗效果,但高浓度SA（0.5 mg/L）可引起污染物与膜界面极性作用力的明显上升,化学可逆膜污染占比从7.5%陡然升至60.4%;无机污染物Ca2+主要通过增强HA与膜表面吸附的极性作用力,引起化学可逆膜污染比例从7.5%升高至47.7%。（3）HA与BSA交互作用会影响HA与混凝剂Al13的络合反应,絮体强度因子从原先67.1%下降至45.2%,导致水力可逆膜污染比例从40.5%增大至66.1%;混凝中SA通过羧基的配位反应破坏Al13的Keggin结构,削弱Al13混凝电性中和机理,但其交联能力有效促进AlCl3絮体生长,絮体强度因子从49.2%上升至62.9%;无机污染物Ca2+通过络合及架桥作用强化混凝效果,导致AlCl3絮体强度因子从49.2%提高至57.5%,生成强度高且结构疏松多孔的滤饼层,但同时Ca2+络合作用可导致Al13絮体化学可逆膜污染增至初始的4.1倍。絮体形态与膜污染的相关性研究显示,絮体尺寸越大,膜污染越严重,AlCl3混凝剂絮体生长速率（1.2μm/s）明显高于Al13混凝剂（0.5μm/s）,因此Al13体现出更好的膜污染控制效果。（4）采用在线混凝-超滤联合工艺对实际武汉某污水处理厂二沉池出水的膜污染控制开展研究,胶体有机物是实际二沉池出水中膜污染的主要来源,滤饼层过滤模型为主要膜污染模型。实验室小试数据表明,在线混凝-超滤联合工艺中宜采用碱化度为2.2的PACl(Al13含量93.9%),建议选择0.12 mmo/L投药量和150200μm絮体尺寸范围,以期获得较好的膜污染控制效果。
周乐雯[10]（2019）在《《环境健康最佳实践：环境的污染、保护、质量和可持续性》（节选）翻译实践报告》文中指出水是人类赖以生存的自然资源。随着工业化和城市化进程加快,我国可用的淡水资源逐渐减少,水污染问题日益严重,对人类的健康造成极大的危害。近年来,我国政府采取了一系列措施,解决了一些城乡饮用水安全问题,但饮用水总体形势不容乐观。因此,重视水污染问题,保障饮用水安全仍是我国的工作重心。该翻译原文选自《环境健康最佳实践:环境的污染、保护、质量和可持续性》中的第十三章。这一章介绍了水资源现状,分析了私人饮用水系统（水井）,公共饮用水供应,公共饮用水厂以及公共配水系统可能会出现的饮用水污染问题并给出了饮用水污染防治建议,具有较强的实用性,对解决我国的饮用水污染问题有一定的借鉴作用。原文属于科技文本,术语词汇多,定语从句多,逻辑关系复杂。本翻译实践报告在纽马克的交际翻译理论的指导下,对科技术语采用直译的翻译方法,对单位名称进行信息补偿,保证了科技文中词汇翻译的准确性。针对原文中定语从句的翻译,主要运用前置法、融合法和分译法,将定语从句转换成汉语中通顺的语句表达。针对原文复杂的逻辑关系,译者采用保留显性逻辑和显化隐性逻辑的方法,使译文逻辑更清晰,可读性增强。本翻译报告能够为从事公共健康方面的学者、学生以及实践者提供实践性指导,为我国解决城乡居民饮水安全问题提供借鉴,帮助人们逐渐意识到水污染与健康的关系,提高城乡居民饮水安全意识与环境保护意识。
二、保持配水系统水质的有效方法（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、保持配水系统水质的有效方法（论文提纲范文）
（1）生活储水设施水质污染防控措施（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 储水设施在全寿命周期建造过程中的防污染措施 |
| 1.1 设计阶段防污染措施 |
| 1.1.1 位置选择 |
| 1.1.2 容积确定 |
| 1.1.3 尺寸设计 |
| 1.1.4 构造设计 |
| 1.1.5 池底坡度 |
| 1.1.6 水质消毒 |
| 1.1.7 建造材料 |
| 1.2 施工阶段防污染措施 |
| 1.3 运营阶段防污染措施 |
| 2储水设施防污染的技术管理措施 |
| 3结论 |
（2）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景及意义 |
| 1.2.1 研究背景 |
| 1.2.2 研究目的与意义 |
| 1.3 研究进展 |
| 1.3.1 农业面源污染控制措施 |
| 1.3.2 沟渠去除农业面源污染物的迁移转化机理 |
| 1.3.3 沟渠去除农业面源污染物的影响因素 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 2 研究区概况与实验方案 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品分析方法 |
| 2.3 主要实验仪器与药品 |
| 2.4 实验方案概述 |
| 2.4.1 梯级沟渠农业非点源污染控制室内模拟实验 |
| 2.4.2 梯级沟渠农业非点源污染控制野外实验 |
| 2.4.3 沟渠底泥干湿交替模拟研究 |
| 2.5 数据处理与分析 |
| 3 不同特征沟渠污染物变化特征 |
| 3.1 王家坝河道沟渠污染物变化特征 |
| 3.1.1 采样布点 |
| 3.1.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.1.3 主要污染物变化特征 |
| 3.2 农田沟渠污染物特征 |
| 3.2.1 采样布点 |
| 3.2.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.2.3 主要污染物变化特征 |
| 3.3 南照镇河道支流沟渠污染物变化特征 |
| 3.3.1 采样布点 |
| 3.3.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.3.3 主要污染物变化特征 |
| 4 梯级沟渠控制农业非点源污染物实验室模拟研究 |
| 4.1 室内实验设计 |
| 4.1.1 梯级沟渠设计 |
| 4.1.2 实验用水 |
| 4.1.3 室内实验设计 |
| 4.1.4 取样设计 |
| 4.2 氮在梯级沟渠的迁移转化 |
| 4.2.1 氮的沿程变化规律 |
| 4.2.2 氮随时间变化规律 |
| 4.2.3 氮的垂向传输变化 |
| 4.3 磷在梯级沟渠的迁移转化 |
| 4.3.1 磷的沿程变化规律 |
| 4.3.2 磷随时间变化规律 |
| 4.3.3 磷的垂向传输变化 |
| 4.4 环境变化对梯级沟渠截留污染物的影响 |
| 4.4.1 温度 |
| 4.4.2 酸碱度 |
| 4.4.3 水力停留时间 |
| 4.5 小结 |
| 5 梯级沟渠控制农业非点源污染物野外实验研究 |
| 5.1 梯级沟渠野外实验设计 |
| 5.1.1 梯级沟渠野外实验场地 |
| 5.1.2 梯级沟渠野外实验设计与取样 |
| 5.2 主要污染物沿程含量变化 |
| 5.2.1 梯级沟渠主要样品理化性质 |
| 5.2.2 梯级沟渠水体主要污染物含量变化 |
| 5.2.3 梯级沟渠底泥主要污染物含量变化 |
| 5.3 梯级沟渠强化措施设计 |
| 5.4 小结 |
| 6 沟渠底泥干湿交替室内模拟研究 |
| 6.1 沟渠底泥覆水实验设计 |
| 6.1.1 处理设计与样品采集 |
| 6.1.2 培养方法 |
| 6.2 干湿交替对底泥基本理化性质影响特征 |
| 6.2.1 原状底泥理化性质 |
| 6.2.2 秸秆混合底泥理化性质 |
| 6.3 不同基质底泥氮磷变化特征 |
| 6.3.1 原状底泥氮磷变化 |
| 6.3.2 秸秆混合底泥氮磷变化 |
| 6.4 主要污染物变化分析 |
| 6.4.1 不同实验条件污染物含量变化对比 |
| 6.4.2 不同强度实验底泥氮磷的分子荧光分析 |
| 6.4.3 影响氮磷在底泥中含量的相关性分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在的问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（4）中日室外给水设计规范对比研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 中日水法体系的发展历程 |
| 1.2.1 我国水法体系的发展历程 |
| 1.2.2 日本水法体系的发展历程 |
| 1.3 中日工程建设标准体系 |
| 1.3.1 日本工程建设标准体系 |
| 1.3.2 我国工程建设标准体系 |
| 1.4 国内外发展现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究意义 |
| 2 中日给水规范结构及主要内容对比分析 |
| 2.1 中日给水规范的结构对比 |
| 2.2 中日给水规范主要内容对比 |
| 2.2.1 日本《水道设施设计指南》主要内容 |
| 2.2.2 《室外给水设计标准》主要内容 |
| 3 中日取水设施和储水设施的对比研究 |
| 3.1 取水设施 |
| 3.1.1 水源选择 |
| 3.1.2 地表水取水设施 |
| 3.1.3 地下水取水设施 |
| 3.2 储水设施 |
| 3.2.1 储水设施的种类 |
| 3.2.2 储水设施的设计容量 |
| 3.3 小结 |
| 4 中日输配水设施的对比研究 |
| 4.1 引水设施 |
| 4.1.1 原水输送的形式及方法 |
| 4.1.2 管(渠)线路的选择及敷设 |
| 4.1.3 管(渠)材料等相关附属设施 |
| 4.1.4 原水调节池 |
| 4.2 送水设施 |
| 4.2.1 处理水输送的形式及方法 |
| 4.2.2 管道的敷设及管材的选择 |
| 4.2.3 调节水池 |
| 4.3 配水设施 |
| 4.3.1 日本服务区域的分块划分 |
| 4.3.2 配水管网的布局 |
| 4.3.3 服务水库及高架水箱 |
| 4.4 给水装置 |
| 4.5 小结 |
| 5 中日水处理设施的对比研究 |
| 5.1 水厂的总体设计 |
| 5.1.1 水厂处理水量及处理能力 |
| 5.1.2 水质标准及水处理方法的选择 |
| 5.1.3 水处理设施的改良和更新 |
| 5.2 混凝 |
| 5.2.1 混凝剂的种类 |
| 5.2.2 混凝剂投加量及投加方法 |
| 5.2.3 混凝设施 |
| 5.3 沉淀 |
| 5.3.1 沉淀设施 |
| 5.3.2 整流设施 |
| 5.3.3 排泥设施 |
| 5.4 过滤 |
| 5.4.1 快滤池 |
| 5.4.2 慢砂过滤 |
| 5.4.3 膜过滤 |
| 5.5 消毒 |
| 5.5.1 消毒剂的种类 |
| 5.5.2 消毒剂的贮存 |
| 5.5.3 消毒剂的制备与投加 |
| 5.6 深度处理设施及其他处理 |
| 5.6.1 深度处理设施 |
| 5.6.2 其他处理 |
| 5.7 应急供水 |
| 5.7.1 中日两国应急供水管理体系 |
| 5.7.2 应急供水相关措施 |
| 5.8 自来水厂设备 |
| 5.8.1 泵设备 |
| 5.8.2 检测与控制设备 |
| 5.9 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 建议性条文 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（5）南方某市某区供水系统全流程综合风险评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 课题研究意义及目的 |
| 1.2 国内外研究现状及分析 |
| 1.2.1 国外供水系统风险评估研究现状及进展 |
| 1.2.2 国内供水系统风险评估研究现状及进展 |
| 1.2.3 供水系统风险评估模型研究现状 |
| 1.2.4 目前存在的主要问题 |
| 1.3 课题来源及研究内容 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图展示 |
| 第二章 风险评价理论及其在城市供水系统中的应用 |
| 2.1 风险评价的基本理论 |
| 2.1.1 风险及风险评价的含义 |
| 2.1.2 风险评价的流程 |
| 2.1.3 风险评价的方法 |
| 2.2 城市供水系统中的风险理论 |
| 2.2.1 城市供水系统的风险分类 |
| 2.2.2 城市供水系统的风险特征 |
| 2.3 城市供水系统的风险评价 |
| 2.3.1 模糊综合评价理论 |
| 2.3.2 基于FAHP的指标权重确定 |
| 第三章 供水系统现状潜在风险特征识别 |
| 3.1 南方某市某区供水系统 |
| 3.1.1 原水系统 |
| 3.1.2 制水系统 |
| 3.1.3 市政配水系统 |
| 3.1.4 小区及室内给水系统 |
| 3.1.5 安全管理环节 |
| 3.2 供水系统诊断分析 |
| 3.2.1 水质风险 |
| 3.2.2 基础设施 |
| 3.2.3 生产运营管理 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 南方某市某区供水系统风险评价 |
| 4.1 风险评价的标准 |
| 4.1.1 风险评价等级 |
| 4.1.2 风险接受准则 |
| 4.2 南方某市某区供水系统风险识别 |
| 4.2.1 原水系统风险识别 |
| 4.2.2 制水系统风险识别 |
| 4.2.3 市政配水系统风险识别 |
| 4.2.4 小区及室内给水系统风险识别 |
| 4.2.5 安全管理环节风险识别 |
| 4.3 南方某市某区供水系统风险层次结构指标体系 |
| 4.3.1 指标体系筛选构建原则 |
| 4.3.2 确立层次结构指标评价体系 |
| 4.4 南方某市某区供水系统风险评价 |
| 4.4.1 评价集的确定 |
| 4.4.2 因素集的建立 |
| 4.4.3 各评价指标权重的确定 |
| 4.4.4 确定风险隶属度向量 |
| 4.4.5 综合评价结果 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 南方某市某区供水系统风险防范措施及验证 |
| 5.1 原水系统环节风险防范措施及验证 |
| 5.1.1 风险防范措施 |
| 5.1.2 验证内容 |
| 5.1.3 小结 |
| 5.2 制水系统环节风险防范措施及验证 |
| 5.2.1 风险防范措施 |
| 5.2.2 验证内容 |
| 5.2.3 小结 |
| 5.3 市政配水系统环节风险防范措施及验证 |
| 5.3.1 风险防范措施 |
| 5.3.2 验证内容 |
| 5.3.3 小结 |
| 5.4 小区及室内给水系统环节风险防范措施及验证 |
| 5.4.1 风险防范措施 |
| 5.4.2 验证内容 |
| 5.4.3 小结 |
| 5.5 安全管理环节风险防范措施及验证 |
| 5.5.1 风险防范措施 |
| 5.5.2 验证内容 |
| 5.5.3 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 附录 B |
| 附录 C |
| 致谢 |
（6）不确定条件下汀江流域水资源优化配置与生态补偿研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 跨区域流域生态补偿 |
| 1.3.2 生态补偿标准核算 |
| 1.3.3 水资源规划 |
| 1.3.4 研究述评 |
| 1.4 研究内容、方法与结构 |
| 1.5 研究创新点 |
| 第2章 相关概念及理论基础 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 生态补偿 |
| 2.1.2 三线一单 |
| 2.1.3 不确定性 |
| 2.1.4 水资源优化配置 |
| 2.2 经济理论基础 |
| 2.2.1 外部性理论 |
| 2.2.2 庇古理论 |
| 2.2.3 科斯定理 |
| 第3章 汀江(韩江)流域生态补偿与水资源利用 |
| 3.1 自然社会经济现状 |
| 3.1.1 地理位置和研究范围 |
| 3.1.2 自然条件 |
| 3.1.3 社会经济发展情况 |
| 3.2 流域生态补偿 |
| 3.2.1 生态补偿原则 |
| 3.2.2 生态补偿对象 |
| 3.2.3 生态补偿目标 |
| 3.2.4 生态补偿模式 |
| 3.2.5 补偿实施效果 |
| 3.3 水资源开发利用及存在问题 |
| 3.3.1 流域水资源 |
| 3.3.2 水资源开发利用现状 |
| 3.3.3 存在的问题 |
| 第4章 基于确定性模型的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 4.1 确定性优化模型构建与求解 |
| 4.1.1 确定性优化模型的构建 |
| 4.1.2 确定性优化模型的求解 |
| 4.2 流域水资源优化配置分析 |
| 4.3 流域各部门产业优化调整 |
| 4.4 流域综合经济效益优化分析 |
| 4.5 流域生态补偿优化分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 基于区间不确定规划的汀江(韩江)水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 5.1 区间不确定性优化模型构建与求解 |
| 5.1.1 区间不确定性优化模型的构建 |
| 5.1.2 区间不确定性优化模型的求解 |
| 5.2 流域水资源优化配置与经济效益分析 |
| 5.3 流域污染物排放优化分析 |
| 5.4 流域生态补偿优化分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 5.5.1 区间不确定性优化模型 |
| 5.5.2 优化分析 |
| 第6章 基于区间两阶段方法的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 6.1 区间两阶段不确定性优化模型构建与求解 |
| 6.1.1 模型方法简介 |
| 6.1.2 区间两阶段不确定性优化模型的构建 |
| 6.1.3 区间两阶段不确定性优化模型的求解 |
| 6.2 流域水资源优化配置分析 |
| 6.3 流域综合经济效益优化分析 |
| 6.4 流域生态补偿优化分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 6.5.1 区间两阶段不确定性优化模型 |
| 6.5.2 优化分析 |
| 第7章 基于区间两阶段鲁棒随机规划方法的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 7.1 区间两阶段鲁棒随机规划不确定优化模型构建与求解 |
| 7.1.1 模型方法简介 |
| 7.1.2 区间两阶段鲁棒随机规划不确定优化模型构建 |
| 7.1.3 区间两阶段鲁棒随机规划不确定优化模型求解 |
| 7.2 流域水资源优化配置分析 |
| 7.3 流域生态补偿额与经济效益优化分析 |
| 7.4 各优化方法横向对比结果 |
| 7.5 本章小结 |
| 7.5.1 区间两阶段鲁棒随机规划不确定优化模型 |
| 7.5.2 优化分析 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.1.1 基于确定性模型的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 8.1.2 基于区间不确定规划的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 8.1.3 基于区间两阶段方法的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 8.1.4 基于区间两阶段鲁棒随机规划方法的汀江(韩江)流域水资源优化配置与生态补偿研究 |
| 8.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）基于人工配水的微生物载体厌氧生化性能试验及特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 .厌氧生活污水处理国内外研究现状 |
| 1.1.1 厌氧污水处理技术的简述 |
| 1.1.2 厌氧法处理城镇生活污水研究现状 |
| 1.2 .生物载体厌氧生化特性曲线族的研究现状 |
| 1.2.1 不同载体处理效果分析的国内外研究现状 |
| 1.2.2 载体特性曲线研究现状 |
| 1.3 .课题的提出、研究内容、意义、创新点及技术路线 |
| 1.3.1 课题的提出 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究意义 |
| 1.3.4 创新点 |
| 1.3.5 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 .试验用生物载体 |
| 2.2 .试验装置与运行 |
| 2.2.1 ASBBR反应器 |
| 2.2.2 试验用水 |
| 2.2.3 运行条件及反冲洗 |
| 2.3 .检测项目与方法 |
| 2.3.1 检测指标 |
| 2.3.2 挥发性脂肪酸检测 |
| 2.3.3 硝态氮检测 |
| 2.4 .试验仪器与药品 |
| 第3章 人工配水生物载体曲线的测定及曲线族绘制 |
| 3.1 .ASBBR反应器启动 |
| 3.1.1 挂膜启动方式 |
| 3.1.2 挂膜阶段与分析 |
| 3.2 .不同进水浓度下载体生化特性运行检测 |
| 3.2.1 第一浓度段运行检测 |
| 3.2.2 第二浓度段运行检测 |
| 3.2.3 第三浓度段运行检测 |
| 3.2.4 第四浓度段运行检测 |
| 3.2.5 第五浓度段运行检测 |
| 3.2.6 第六浓度段运行检测 |
| 3.3 .生物载体生化特性曲线族绘制 |
| 3.3.1 生物载体浓度曲线族绘制 |
| 3.3.2 生物载体单位负荷率曲线族绘制 |
| 3.4 .本章小结 |
| 第4章 人工配水生物载体厌氧生化特性分析 |
| 4.1 .生物载体生化特性曲线特征检验 |
| 4.1.1 生物载体对COD去除效果差异性分析 |
| 4.1.2 生物载体对NH_3-N去除效果差异性分析 |
| 4.1.3 生物载体对TP去除效果差异性分析 |
| 4.2 .单位容积表面积对单位负荷率的影响 |
| 4.2.1 生物载体单位容积表面积测定 |
| 4.2.2 生物载体生物膜量分布及与污染物去除效果的相关性分析 |
| 4.2.3 生物载体生物膜量与单位负荷率的相关性分析 |
| 4.2.4 单位容积表面积对污染物去除率和生物膜量的相关性分析 |
| 4.3 .不同结构生物载体对负荷率和生物膜活性的影响 |
| 4.3.1 不同结构生物载体对生物膜活性的影响 |
| 4.3.2 不同生物载体承受单位负荷率与污染物去除效果的相关性分析 |
| 4.3.3 本章小结 |
| 第5章 生物载体厌氧生化特性曲线族应用 |
| 5.1 .生物载体的选型 |
| 5.2 .生物载体改性与开发 |
| 5.3 .本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 .主要结论 |
| 6.2 .建议与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（8）含聚污水溶气气浮沉降影响因素及工艺技术界限研究（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 国内外研究现状 |
| 1.2.1 油田污水特征及处理方法 |
| 1.2.2 含聚污水提效处理技术 |
| 1.2.3 气浮工艺原理及应用 |
| 1.3 本文的研究内容 |
| 第二章 含聚污水气浮处理工艺及水质特性 |
| 2.1 含聚污水特点及处理形势 |
| 2.2 气浮选工艺技术原理 |
| 2.2.1 射流气浮工艺技术 |
| 2.2.2 加压溶气气浮工艺技术 |
| 2.2.3 溶气泵气浮工艺技术 |
| 2.3 含聚污水气浮选处理现场应用 |
| 2.3.1 含聚污水处理水质控制指标 |
| 2.3.2 含聚污水气浮处理应用效果 |
| 2.3.3 不同含聚浓度采出污水水质特性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 含聚污水溶气气浮沉降分离特性模拟 |
| 3.1 MIXTURE模型数值模拟方法 |
| 3.2 模型建立 |
| 3.2.1 物理模型 |
| 3.2.2 数学模型 |
| 3.3 数值计算 |
| 3.3.1 基本假设 |
| 3.3.2 边界条件 |
| 3.3.3 网格划分 |
| 3.3.4 求解过程 |
| 3.3.5 基础参数 |
| 3.4 结果分析 |
| 3.4.1 溶气气浮对流场压力分布的影响 |
| 3.4.2 溶气气浮对油珠及悬浮物粒子迹线特征的影响 |
| 3.4.3 溶气气浮对沉降分离效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 含聚污水溶气气浮沉降分离工艺技术界限优化 |
| 4.1 模型建立 |
| 4.1.1 物理模型 |
| 4.1.2 数学模型 |
| 4.2 数值计算 |
| 4.2.1 基本假设 |
| 4.2.2 边界条件 |
| 4.2.3 网格划分与求解过程 |
| 4.3 含聚污水溶气气浮沉降分离影响因素 |
| 4.3.1 溶气释放压差的影响 |
| 4.3.2 回流比的影响 |
| 4.3.3 处理量的影响 |
| 4.3.4 含聚浓度的影响 |
| 4.4 含聚污水溶气气浮沉降分离工艺技术界限 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 溶气气浮沉降罐溶气单元工艺结构优化 |
| 5.1 布气环气体释放头布置优化 |
| 5.1.1 模型建立 |
| 5.1.2 数值计算 |
| 5.1.3 基础参数 |
| 5.1.4 结果分析 |
| 5.2 布气环结构优化 |
| 5.2.1 模型建立 |
| 5.2.2 数值计算 |
| 5.2.3 基础参数 |
| 5.2.4 结果分析 |
| 5.3 双环形布气结构高度优化 |
| 5.3.1 模型建立 |
| 5.3.2 模型建立 |
| 5.3.3 基础参数 |
| 5.3.4 结果分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 取得成果目录 |
| 致谢 |
（9）二沉池出水有机物混凝机制与膜污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 EfOM表征及深度处理技术 |
| 1.3 超滤膜污染及控制技术 |
| 1.4 混凝-超滤联合工艺 |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 2 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验装置及运行参数 |
| 2.2 实验研究方法 |
| 2.3 实验材料与仪器总览 |
| 3 二沉池出水有机物(Ef OM)成分表征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 EfOM水质特征随时间变化趋势研究 |
| 3.3 EfOM荧光平行因子分析 |
| 3.4 分级提取有机物性质表征 |
| 3.5 小结 |
| 4 EfOM中典型污染物膜污染机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 典型污染物HA/BSA交互作用对膜污染机制的影响 |
| 4.3 Ca~(2+)对典型污染物膜污染机制的影响 |
| 4.4 海藻酸钠对典型污染物污染机制的影响 |
| 4.5 基于XDLVO理论的界面作用能分析 |
| 4.6 小结 |
| 5 EfOM中典型污染物的混凝机制及膜污染控制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 HA/BSA交互作用对混凝机制及膜污染控制的影响 |
| 5.3 Ca~(2+)浓度对混凝机制及膜污染控制的影响 |
| 5.4 海藻酸钠浓度对混凝机制及膜污染控制的影响 |
| 5.5 絮体形态特征与膜污染指标的相关性分析 |
| 5.6 小结 |
| 6 实际二沉池出水混凝-超滤的膜污染控制研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实际二沉池出水的膜污染机理研究 |
| 6.3 实际二沉池出水的絮体形态特征研究 |
| 6.4 混凝-超滤对实际二沉池出水的膜污染控制研究 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读博士学位期间发表的学术论文及其它成果 |
| 附录2 攻读博士学位期间参与的项目 |
| 附录3 缩写词简表 |
（10）《环境健康最佳实践：环境的污染、保护、质量和可持续性》（节选）翻译实践报告（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 翻译任务描述 |
| 1.1 任务背景 |
| 1.2 任务意义 |
| 1.3 指导理论 |
| 第二章 原文文本分析 |
| 2.1 原文文本介绍 |
| 2.2 原文文本特征 |
| 2.2.1 科技术语多 |
| 2.2.2 定语从句多 |
| 2.2.3 逻辑关系复杂 |
| 第三章 翻译过程描述 |
| 3.1 译前准备 |
| 3.1.1 平行文本的梳理 |
| 3.1.2 翻译辅助工具的准备 |
| 3.1.3 术语表的建立 |
| 3.2 译中过程 |
| 3.2.1 充分理解原文 |
| 3.2.2 按计划翻译 |
| 3.3 译后审校 |
| 3.3.1 自我审校 |
| 3.3.2 他人审校 |
| 第四章 案例分析 |
| 4.1 科技教材文本中词汇准确性的翻译 |
| 4.1.1 科技术语的直译 |
| 4.1.2 单位名称的信息补偿 |
| 4.2 定语从句通顺性的翻译 |
| 4.2.1 前置法 |
| 4.2.2 融合法 |
| 4.2.3 分译法 |
| 4.3 逻辑关系可读性的处理 |
| 4.3.1 保留显性逻辑关系 |
| 4.3.2 显化隐性逻辑关系 |
| 第五章 翻译实践总结 |
| 5.1 经验总结 |
| 5.2 问题与不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录一 |
| 翻译原文与译文 |
四、保持配水系统水质的有效方法（论文参考文献）
- [1]生活储水设施水质污染防控措施[J]. 马琳,李怀恩,郑瑞宗. 中国新技术新产品, 2021(22)
- [2]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [3]基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究[D]. 孙锐. 安徽理工大学, 2021(02)
- [4]中日室外给水设计规范对比研究[D]. 刘佳琦. 沈阳建筑大学, 2021
- [5]南方某市某区供水系统全流程综合风险评价研究[D]. 张露. 广州大学, 2020(02)
- [6]不确定条件下汀江流域水资源优化配置与生态补偿研究[D]. 邱宇. 吉林大学, 2020(08)
- [7]基于人工配水的微生物载体厌氧生化性能试验及特性研究[D]. 杨康康. 安徽工业大学, 2020(06)
- [8]含聚污水溶气气浮沉降影响因素及工艺技术界限研究[D]. 周楠. 东北石油大学, 2020(02)
- [9]二沉池出水有机物混凝机制与膜污染控制研究[D]. 熊雪君. 华中科技大学, 2019(03)
- [10]《环境健康最佳实践：环境的污染、保护、质量和可持续性》（节选）翻译实践报告[D]. 周乐雯. 湘潭大学, 2019(02)