一、PH值过高过低对鱼类危害及其防治措施（论文文献综述）
刘琳[1]（2020）在《低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究》文中认为含氮废水处理是近年来环境学科中较为活跃的研究领域之一,而由于我国北部地区冬季污水处理厂的脱氮效果较差、水质不达标,因此低温污水脱氮更是受到人们的关注。与自养菌相比,异养硝化菌对温度适应范围更广泛,更适合低温环境下的脱氮处理。由于单一菌种不易保存,并且在新环境中生存能力差,而对菌株进行固定化可以解决这些问题。固定化菌剂环境适应能力强,菌种不易流失,改善了游离微生物体系性能,且易于固液分离。本论文的主要研究内容是分离筛选低温条件下的异养硝化细菌,并对其进行固定化研究。首先,从污水处理站的活性污泥、生物转盘泥样以及实验室培养的好氧颗粒污泥中分别筛选出在13℃条件下脱氮效果较好的三株菌BC-15、SL-14、MI-4,经鉴定 BC-15 为 Acinetobacter johnsonii strain,SL-14 为Acinetobacter celticus strain,MI-11 为 Acinetobacter albensis strain。其次,将三株菌进行混合培养得出,菌株接种量的最佳配比为1:1:1,以此比例制备复合菌剂。复合菌剂最适宜的碳源为柠檬酸钠,NH4+-N去除率为84.91%;当初始NH4+-N浓度为50 mg/L时,其去除率可达96%,并且复合菌剂中的微生物可在NH4+-N浓度为400 mg/L的环境下正常生长,说明菌剂对氨氮浓度存在一定的耐受性。当pH值为8时,菌剂对NH4+-N去除率最高,为80%。菌剂在20 g/L以下的盐度环境中NH4+-N去除率为65%,30 g/L盐度环境中去除率降为50%,表明菌剂可以适应盐度低于30 g/L环境而发挥其硝化能力。再次,采用SA-硅藻土方法制备固定化菌剂,其NH4+-N去除率为71.41%;对制备固定化菌剂的影响因素研究发现,当硅藻土1%、海藻酸钠2%、CaC12 3%、吸附材料6 g时,得到的固定化菌剂性能最佳,该组氨氮和COD去除率分别为72.54%和95.70%。固定化菌剂的最佳添加量是3 g/（100ml）,此时NH4+-N去除率为76.1%,COD去除率为92%;固定化菌剂几乎可以将浓度30mg/L以下的NH4+-N完全降解,去除率达到97%以上;固定化菌剂的最适宜pH范围为7-8,并且在酸性与碱性环境中NH4+-N去除率在78%以上说明菌剂的固定化提高了游离菌剂的耐酸耐碱能力。最后,研究了固定化菌剂在污染水体中的应用。固定化菌剂可以在48h内,将污染水体中氨态氮、硝态氮、总氮快速去除,去除率分别为95.86%、43.16%、43.17%。
朱滨清[2]（2019）在《骆马湖鱼类资源现状及保护措施》文中认为2016年12月～2018年4月,在江苏省骆马湖设置了6个监测点位（S1、S2、S3、S4、S5、S6）,对其鱼类资源进行了4个频次的监测。在此基础上,对其鱼类群落组成、鱼类群落多样性及空间差异、主要经济鱼类及优势种的体长体重、刀鲚的食性、鱼产力等方面进行了研究,并提出了骆马湖鱼类资源保护对策。监测结果显示,共采集到鱼类64种,隶属于8目16科,与历史文献比较,鱼种类数有所下降,除已经成为定居型的刀鲚外,未发现咸淡水洄游性鱼类,但采集到两个新纪录种:纹缟虾虎鱼（Tridentiger trigonocephalus Gill,1859）和小口小鳔鮈（Microphysogobio microstomus Yue,1995）。江湖洄游性鱼类的种类数量明显降低,除了鲢、鳙等依靠增殖放流的种类外,鳡、鯮等鱼类未采集到。鱼类的优势种组成存在一定程度的空间差异,鲫、刀鲚等鱼类在各监测点位均为优势种。发现了斑点叉尾鮰（Ietalurus Punetaus Rafinesque,1820）、黄金鲫2种外来物种,说明骆马湖有一定程度的外来物种入侵。对6个监测点位鱼类的单位捕捞渔获量（CPUE值）进行了统计,从季节上来看,春季和夏季频次各点位的CPUE值均较高;从空间上来看,S4、S5点位的CPUE值在各频次均明显高于其他点位。鱼类生物多样性在具有一定的差异。湖区西部点位（S3、S4、S5）的H′高于东部,而S2的H′则显着小于其他监测点位。整体上看,在6个监测点中,S3的多样性指数最高,其次为S5和S4,S1与S2以及S6的多样性指数较低。各点位鱼类群落组成的聚类分析结果显示,S2和S3以及S1与S4这两对监测点位的相似性最高,S6与其他5个监测点差异相对较大。对应分析结果显示,鲫、麦穗鱼等鱼类在各点位分布较均匀,银鮈、蛇鮈、花?等存在明显的空间分布不均,大多数鱼类在S1、S2、S3、和S4四个监测点的数量分布较接近。骆马湖的主要经济鱼种以低龄小个体占大多数;大多数小型鱼类的体型差异较小,种群结构良好。总的来看,骆马湖正在遭遇鱼类小型化和低龄化的问题。对刀鲚（主要的优势种之一）进行了食性分析,发现刀鲚的食物由29种饵料生物组成,主要摄食浮游动物,少量摄食鱼虾,其食物组成具有一定的空间差异。据估算,骆马湖的浮游生物鱼产力、底栖生物鱼产力分别为135.99 kg/hm2、54.6 kg/hm2。由此推算,骆马湖鲢、鳙的合理放养量分别约为76.5 kg/hm2、92.5kg/hm2,杂食性鱼类的合理放养量约为54.6 kg/hm2。为了保护并合理利用骆马湖的渔业资源,建议:加强行政监管和环保宣传工作,加强种质资源保护区的管理,优化增殖放流的品种结构,保护和修复底质环境,合理捕捞,同时需重视外来物种入侵问题。
李冉[3]（2018）在《盐水鹅食品安全地方标准的制订及销售卫生现状和品质研究》文中研究指明盐水鹅,扬州人俗称“老鹅”。近年来,随着人民越来越注重饮食,从基本的吃好,到发展为吃的安全与营养。作为淮扬菜的代表之一,盐水鹅的质量及营养开始受到各方人士重视,而同时为了淮扬菜发展需要,不少淮扬菜大师表示,要制订标准,具有重要的现实及长远意义。盐水鹅的食品安全地方标准从理化指标、污染物指标、微生物指标、食品添加剂及非法添加物指标等方面制订。标准制订过程中,对国内外相关标准进行查询、收集及研究,接收专家学者及企业代表等建议,经反复修改及补充形成草案。盐水鹅多采用小作坊加工,以街头摊点方式销售。为更好地控制盐水鹅卫生状况,进一步加强盐水鹅卫生管理力度,盐水鹅摊点销售卫生状况需进行研究。研究散装盐水鹅在不同贮藏温度下品质特征的变化规律,是确保盐水鹅质量安全的前提。对不同贮藏温度下散装盐水鹅品质特性进行研究,可为散装盐水鹅贮藏、食用等问题提供理论支持。1盐水鹅理化指标的研究按照国标方法测定了 150批盐水鹅水分、蛋白质、脂肪及氯化钠指标。结果显示部分指标含量不符合GB/T 23586规定。2盐水鹅污染物指标的研究按照国标方法测定了 120批盐水鹅总砷、铅、镉、总汞及铬含量。结果显示盐水鹅污染物指标符合GB 2762规定。一方面预防污染物污染盐水鹅产品的同时,另一方面也要加强污染物检测。3盐水鹅微生物指标的研究按照国标方法测定了 150批盐水鹅菌落总数、大肠菌群、沙门氏菌、金黄色葡萄球菌、志贺氏菌及单核细胞增生李斯特氏菌。根据相关限量要求,非预包装盐水鹅菌落总数、大肠菌群、金黄色葡萄球菌合格率为70.83%、44.17%和97.50%;预包装盐水鹅微生物指标合格率均为100%。非预包装盐水鹅在加工、运输及流通等环节易受到污染,监管部门应加强对非预包装盐水鹅微生物指标监督管理。4盐水鹅食品添加剂及非法添加物指标的研究按照相关方法测定了 300批盐水鹅亚硝酸盐、山梨酸、柠檬黄、日落黄、氯霉素及罂粟壳含量。结果显示部分指标含量不符合GB2760要求。氯霉素检出1批、罂粟壳检出2批。5盐水鹅摊点销售卫生现状研究按照分层随机抽样方法,现场抽查盐水鹅摊点共204个。从业人员268人,持有效健康证217人,持证率80.97%。防蝇防尘等卫生设施完善的有204份,合格率76.12%。对摊点使用的刀具、盘、电子秤及砧板四种工具进行大肠菌群测定,合格率分别为39.44%、33.93%、29.81%及25.98%。随机抽取72批盐水鹅,盐水鹅菌落总数、大肠菌群合格率分别为68.06%、36.11%,致病菌检出1批。在实验研究基础上,提出盐水鹅摊点销售卫生警示,规范盐水鹅摊点销售卫生状况。6贮藏温度对盐水鹅品质的影响以散装盐水鹅为对象,研究其在4℃、25℃及35℃贮藏温度下感官、理化及微生物指标特征变化,对于当天加工制作,并在中午销售的盐水鹅,保存期限建议值为:35℃不超过8 h,25℃不超过20 h。另一方面根据实验研究,提出盐水鹅消费指南建议,指导人们健康食用盐水鹅。
李娟[4]（2015）在《过氧化氢对铜绿微囊藻的生长及损伤效应研究》文中认为在社会的不断发展和人类持续不断的活动影响下,水体富营养化现象日趋严重,“水华”和“赤潮”的爆发也日趋频繁,由此而引发的生态环境问题以及藻类的防治问题一直备受全世界的关注。目前,对于藻类的去除技术主要有化学、物理和生物方法,这些方法都有一定的缺陷,不能有效的大规模应用于实际水体除藻。近年来,人们发现一定浓度的过氧化氢能够杀灭藻细胞,并且过氧化氢只含有氢和氧两种元素,对环境污染小,是一种潜在的环保除藻剂。本文以铜绿微囊藻,一种能够引起蓝藻“水华”的特征优势蓝藻为试验材料,以藻细胞数和叶绿素a含量为指标来研究过氧化氢在单一环境因素与复合环境因素以及藻细胞自身因素影响下对铜绿微囊藻生长的影响,以期为蓝藻水华的治理和过氧化氢除藻技术提供更加全面的科学依据。然后从藻细胞氧化与抗氧化能力的角度分析过氧化氢对铜绿微囊藻的损伤效应,以总抗氧化能力（T-AOC）水平、类胡萝卜素和丙二醛（MDA）含量变化为指标来研究过氧化氢对铜绿微囊藻的氧化损伤机制,为过氧化氢除藻的机理提供一定的理论参考。同时,通过对培养基中过氧化氢含量分析来简单探讨过氧化氢除藻之后对水体环境的影响,可在一定程度上为实际应用过氧化氢除藻的环境可行性提供依据。本研究的主要成果有：（1）不同浓度的H202处理藻液,会对藻细胞产生不同程度的毒害作用,H202浓度越大,毒害作用越大。24h之后,铜绿微囊藻藻细胞数、叶绿素a含量、类胡萝卜素含量、蛋白质含量以及T-AOC都有了非常大的减小,而MDA含量显着增加,同时培养基中的H202含量也迅速降低；随着处理时间的增加,毒害作用一直延续,培养基中H202也逐渐被消耗和分解,72h之后,藻细胞各指标含量的数值降得很低,同时MDA含量也增加到最大,藻细胞的损伤效应也达到最大。其中,H202浓度为50mg/L时,能够有效的去除藻细胞,并且对藻细胞的生理指标以及抗氧化能力都有很强的损伤效应,并且72h之后,培养基中H202的含量减少了98%,残留量很低。（2）水体中溶液pH值的大小、温度以及光照都会影响铜绿微囊藻的生长,同时也会对H202的除藻效果产生影响。pH7.5-8.5的微碱性环境条件最适合铜绿微囊藻生长繁殖,而在pH6.5-7.5的中性环境条件下,H202对铜绿微囊藻的去除以及藻细胞叶绿素a含量的降低效果较好,中、碱性（pH7.5～9.5）的环境条件更有利于培养基中H202的消耗与分解。在20～30℃的温度范围内,H202都能有效去除铜绿微囊藻,温度对H202除藻影响差异不大。25001x-45001x的光照下,铜绿微囊藻有较高的生长量,以光照为35001x时,其生长量达到最大；H202去除藻细胞,在短时间内,低光照强度有利于H202去除铜绿微囊藻,但随着时间的增加,光照的影响作用不太明显；在相同的时间内,光照强度越大,培养基中H202的残留量越低。（3）正交试验结果表明,光照、温度、pH和H202浓度四个因素中,对藻细胞去除率影响大小的因素依次是：H202浓度>pH>光照>温度；对藻细胞叶绿素a含量去除影响最大因素也是H202浓度,影响最小的是pH值；而对培养基中H202残留量的影响大小顺序是：H202浓度>光照>pH>温度。结合正交试验与实际情况,确定去除铜绿微囊藻的最佳条件是光照为15001x、H202浓度为50mg/L、pH值为7.5、温度为25℃。（4）铜绿微囊藻自身因素也会对H202的除藻效果产生一定的影响。50mg/L H202处理藻液时,藻液的初始藻细胞数大小对H202除藻影响不大。72h内,初始藻细胞数为1×106～1×107个/ml时,H202除藻的效果差别不是很大,当初始藻细胞数超过2×107个/ml时,相同浓度的H202,除藻效果略有下降。对于不同生长阶段的藻细胞,H202对其生长及损伤效应的影响不一样,对藻细胞的去除效果也不一样。H202对衰亡期藻细胞的损伤效应最大,去除效果也最好,其次是适应期的藻细胞,稳定期和对数期的藻细胞损伤效应差异不显着。H202是一种潜在的除藻剂,本身分解也只产生水和氧气,对环境无污染,可以用H202来杀灭水体中的铜绿微囊藻,这对于蓝藻“水华”的治理意义重大。在实际应用H202除藻时,H202的用量是关键,还要充分考虑光照、pH和温度的影响,同时,也可以根据“水华”爆发的程度来适当的调节H202的施用量。这对于指导实际应用H202除藻具有重要的意义。
任秀娟[5]（2014）在《二氧化锰吸附控制藻类胞外有机物引起的超滤膜污染》文中指出目前，超滤已经开始在饮用水处理中大规模应用。但是，超滤处理含藻量大的富营养化水时，会产生严重的膜污染，且藻类胞外有机物（EOM）是主要的膜污染物质，所以，缓解EOM带来的超滤膜污染值得深入研究。本论文以天然水中常见的的铜绿微囊藻为研究对象，采用三种不同二氧化锰（包括原位生成二氧化锰、预制二氧化锰和商品二氧化锰），考察二氧化锰对藻源EOM引起的超滤膜污染的影响。三种二氧化锰物化特性和吸附效能差异较大，试验结果表明：原位生成二氧化锰的碘吸附值分别是预制和商品二氧化锰的碘吸附值的1.4倍和2.2倍，亚甲基蓝吸附值分别是另两种的10倍和100倍，且原位生成二氧化锰表面具有丰富的羟基，对蛋白质和腐殖酸具有优异的吸附效能（去除率高达90%以上）。随后考察了吸附条件对三种二氧化锰吸附藻源EOM的影响，并对吸附条件进行优化，结果发现原位生成、预制和商品二氧化锰的最佳投加量分别为17.4mg/L、17.4mg/L和5mg/L，最佳吸附时间、pH和震荡频率分别为12h、pH=7.0和100r/min；实验还考察了三种二氧化锰对藻源EOM的吸附特性，结果发现二氧化锰主要吸附藻源EOM中的大分子和蛋白质类的有机物。超滤实验中，经原位生成二氧化锰吸附预处理后，藻源EOM的膜污染下降10%左右，而预制和商品二氧化锰预吸附则不能缓解藻源EOM膜污染；原位生成二氧化锰吸附后未过滤的情况使超滤实验中的不可逆污染由EOM单独超滤时的23%减轻至8%，而原位生成二氧化锰吸附后过滤的情况使不可逆污染由23%减轻至17%，这说明滤饼层的形成可以减轻膜污染的不可逆性。本论文完成了三种二氧化锰的部分特性研究，同时开展了二氧化锰作为一种膜前吸附预处理技术的参数优化设计以及预处理对超滤膜污染的影响研究，本论文所得到结论可以为超滤工艺处理高藻水起到一定的参考作用。
曹灿[6]（2014）在《城市浅水湖泊水环境质量评价与氮污染特征研究》文中研究指明本文以典型的城市浅水景观湖泊—邯郸市南湖作为研究对象，分析了其水体和沉积物中氮元素的形态、可能来源及污染效应，且分析了湖泊水—沉积物界面氮素的迁移转化过程及影响因素，为同类型浅水湖泊氮污染的控制和富营养化治理研究提供了有效的理论依据。具体研究结果如下：（1）采用单因子评价、综合污染指数法和综合营养指数法对南湖水质状况进行评价。评价结果表明南湖湖水中氮、磷等营养物严重超标，水质整体处于轻度富营养水平。另外，南湖湖水各理化因子变化受季节和污染程度影响较大。（2）南湖水体中TN含量在2.50～8.44mg/L之间，NH4+-N含量在0.77～2.66mg/L之间，NO3—-N的含量在1.37～5.27mg/L之间，最大值都出现在3#点，渚河入湖口处。水体中TN和无机氮的时间分布表现为冬、春季高于夏、秋季。从南湖水体中TN及无机氮的时空分布来看，污染物总体分布呈现从西往东逐渐减少，其中沿西岸至滏阳河出湖口一带污染物含量全湖最高。（3）南湖沉积物中TN含量变化范围为58～147mg·kg-1，全湖的平均含量为96mg·kg-1，空间分布差异较显着；最高值出现在1#，即滏阳河入湖口处。NH+4-N含量变化范围为6～14mg·kg-1，全湖的平均含量9.5mg·kg-1，空间分布差异较显着，最高值出现在3#，即渚河入湖口处。NO3—-N含量变化范围为2～11mg·kg-1，全湖的平均含量为5.8mg·kg-1，空间分布差异较显着；最高值出现在5#，即滏阳河出湖口处。（4）南湖沉积物中氮营养物主要包括有机氮（Org-N）、氨氮（NH3-N），其次是硝态氮（NO3—N），而亚硝态氮含量极少可以忽略。NH+4-N占TN比例约为10.0%～24.8%，NO3—-N占TN比例约为2.8%～11.4%，Org-N含量则占绝大部分，其比例约为71.1%～86.8%，无机氮，即NH+4-N、NO3—-N则很少。南湖沉积物中NH+4-N、NO3—-N含量变化随季节变化较平缓，NH+4-N含量最高时出现在6月份，NO3—-N含量最高时出现在3月之前。而TN、Org-N含量随季节变化比较明显，差异也较明显，其含量最高时出现在3月前和12月，即0.136mg·g-1和0.080mg·g-1，自春季至秋季后呈现出逐渐降低的趋势，尤其是在7月末降低到了全年的最低水平。（5）通过对南湖不同采样点的沉积物中TN、NH+4-N、NO3—-N含量与上覆水中的各形态氮浓度的分析，显示了南湖沉积物中的总氮含量与上覆水中总氮浓度具有大致相似的变化趋势，但是硝态氮在较大区间内沉积物含量与上覆水浓度不尽相同，氨氮则在较少点位不同。随着温度升高，N/P随之减小。（6）通过试验模拟底泥释放，发现TN的释放量随温度的升高而增大。不同pH值对沉积物中氮的释放量不尽相同，趋势总体上呈上升态势。DO浓度对沉积物中不同形态氮的释放起主要作用。当DO＜1mg/L时,NH+4-N则是沉积物中氮释放的主要代表；当DO浓度升高时，TN、NH+4-N的释放量减少，NO3—-N释放量则逐渐增加。
封红[7]（2014）在《序批式生物膜法处理水产养殖废水研究》文中进行了进一步梳理相对于工业废水和生活污水,水产养殖废水具有成分简单,污染物浓度较低（CODMn浓度一般在130mg·L-1左右、TN浓度一般在15mg·L-1左右）,水质稳定,水量大等特点,若不经过处理直接排放到环境水体中,会造成极大的环境污染,限制水产养殖业的发展。通过适当的处理,水产养殖废水可以回用,同时可以节约水资源,减少污染。在分析国内外水产养殖废水最新研究成果的基础上,本课题针对淡水水产养殖废水的特点,提出应用新型序批式生物膜法（SBBR）处理水产养殖废水。本课题首先采用电化学方法对活性炭纤维（ACF）进行改性,自主研发出挂膜性能良好的生物活性炭纤维（BACF）,然后研究装有该填料的小试BACF-SBBR反应器的启动特性,并对系统的运行工艺进行了优化,并通过Miseq技术解析了填料上负载的微生物膜菌群多样性和结构,为再循环养殖系统（RAS）的构建提供了材料、工艺和理论支持,在此基础上,采用中试试验考察该工艺对实际养殖废水的处理能力,最后将该工艺应用于RAS工程示范项目。本课题首先对ACF进行电化学改性处理,使ACF表面结构和性能发生改变。使用Boehm滴定法、BET和FT-IR等技术对改性前后的ACF研究发现,经过电化学改性后的ACF表面变粗糙增加,官能团数目增加,生物相容性性提高,吸附性能提高。其中电解质为1mol·L-1的磷酸溶液,电流密度为1mA·cm-2,电解时间为150s的电化学改性条件下,获得的ACF挂模量最大,记为BACF,作为后续小试、中试和工程应用的生物膜反应器填料。研究发现ACF吸附的N、P等营养物质为微生物的生长提供了营养元素,所以挂膜速度比其他材料速度快。亲水性有利于微生物附着,但亲水性过高,反而导致微生物的游离,不利于微生物的挂膜。小试BACF—SBBR工艺处理模拟水产养殖废水研究表明,填料成膜速度快,反应器启动时间只需要20d。系统处理水产养殖废水的最优工况是：瞬时进水、厌氧2.5h、曝气5h、沉淀0.75h、排水0.2h,最佳进水pH值在7-8之间,最佳进水C/N比为7：1,最佳温度为30℃。系统在最佳工况下运行3个月,CODMn出水浓度位于3.25mg.L-1～7.03mg.L-1之间,氨氮的出水浓度为0.34mg.L-1～0.88mg.L-1,出水TN的浓度为0.40mg·L-1～0.92mg·L-1,亚硝酸盐未检出,出水TP浓度为0.12mg.L-1～O.32mg.L-1,满足《淡水池塘养殖水排放要求》（SC/T9101-2007）Ⅰ级标准。通过生物技术Illumina Mesiq测序表明系统中的的微生物种类丰富,优势优势菌主要为变形菌门（Proteobacteria）.中试试验研究表明,BACF.SBBR工艺对实际养殖废水的处理效果良好,系统最佳填料投加密度为0.3kg·m-3,最佳曝气量为9L·h-1。通过3个月的稳定运行表明,出水水质均能达到回用标准。CODMn出水浓度在5.33-8.26mg·L-1之间,氨氮出水浓度在0.71～1.21mg·L-1之间,TN的出水浓度在0.78-1.24mg·L-1之间,TP的出水浓度在0.07-0.34mg·L-1之间。示范工程研究结果表明,系统稳定运行5个月,出水水质稳定。CODMn的出水浓度在1.84-5.41mg·L-1之间,氨氮出水浓度在0.14-0.46mg·L-1之间、TN的出水浓度在O.15～O.49mg.L-1,TP的0.03-0.12mg·L-1之间。悬浮污染物的浓度5mg-L-‘以下。出水指标满足设计要求,达到回用标准,全部用于回用。本示范工程的运行成本大约为0.39元·m-3,而原处理系统的运行成本大约为0.88元.m-3,大大地节约了运行成本。本示范工程占地面积少,运行管理方便,运行成本低,污染物去除率高,出水水质好,适合低浓度水产养殖废水的处理,具有一定的推广价值。
朱红[8]（2012）在《菹草叶面CaCO3-P共沉淀对上覆水和沉积物磷的作用机制研究》文中提出磷是引起水体富营养化的主要限制因子,对水中溶解性磷的去除和对沉积物磷的控制是防治水体富营养化的关键。钙是水体中重要的营养元素,通过水生植物吸收/释放和自身沉淀/溶解过程发生迁移转化而得到重新分配。水体中碳酸钙与磷酸盐的共沉淀现象普遍存在,这种共沉淀除磷作为一种自净机制对自然水体富磷营养的控制具有重要的生态意义。本课题为了研究沉水植物菹草（Potamogeton crispus）存在下CaCO3-P共沉淀的形成及其对水体磷的影响,以“上覆水-沉水植物-沉积物”为研究体系,设计了不同沉积物和钙、磷处理的盆栽试验,分析不同条件下上覆水性质的变化,菹草钙、磷含量,菹草叶面共沉淀特征,菹草释钙特性及沉积物磷的变化,探究不同钙、磷水平下菹草叶面共沉淀的形成及其对磷的作用机制,主要结论如下：（1）上覆水pH值、Ca2+和SRP浓度与沉积物性质和外源钙、磷密切相关。沉积物的酸碱性直接影响上覆水pH值。沉积物加钙1000mg/kg能使上覆水Ca2+达到100-180mg/L,提高上覆水EC。同时,上覆水Ca2+的增加能促进上覆水SRP的沉降,并降低由菹草生长引起的上覆水较高的pH值。（2）菹草对上覆水性质有显着影响,特别是上覆水pH值。在菹草生长阶段,白天强烈的光合作用和夜间对应的呼吸作用使得上覆水性质出现昼夜周期性差异,白天上覆水的pH值可超过10,平均高出夜间约11%。适宜的光照和温度能促使菹草叶片释放Ca2+。菹草的种植能使上覆水钙、磷间呈显着的负相关关系,并维持SRP在0.02mg/L以下。（3）沉积物和上覆水钙、磷水平直接影响菹草茎叶全钙、全磷含量。高钙沉积物显着提高了菹草茎叶全钙含量,但降低了茎叶全磷含量。上覆水加钙能提高生长在低钙沉积物中菹草茎叶全钙含量。上覆水加磷能同时提高低磷和高磷沉积物中菹草茎叶全磷含量,但当沉积物磷不能满足菹草生长时,水中磷浓度的升高使茎叶的吸收作用更明显。菹草叶片内高浓度Ca2+能引起胞内钙沉淀,固定磷酸盐或形成钙盐晶体,对磷的吸收和转移产生影响,但菹草叶片可释放Ca2+来调节胞内钙浓度。（4）菹草生长为CaCO3-P共沉淀过程提供了适宜的条件。菹草光合作用吸收水中的C02或HCO3-,引起pH值的升高,特别是提高了叶片周围液相扩散层的pH值,为CaC03沉淀提供pH条件,且菹草叶片具有一定的释钙能力,提高了CaCO3的过饱和状态；菹草叶片及其微生物、藻类等颗粒为CaCO3沉淀提供晶核,分泌物调控CaCO3晶体生长,其中某些分泌物可能包裹在晶体颗粒表面而抑制其生长,同时,上覆水高浓度Ca2+和SRP促进了CaCO3-P共沉淀发生,但菹草的呼吸作用降低pH值可导致部分CaCO3溶解。（5）菹草叶面共沉淀形貌多样,包括粒状、板块状、球状、针状等,这些稳定状态的共沉淀发生受叶面环境的影响。在菹草旺盛生长时期,CaCO3-P共沉淀主要沉积到沉积物中。在菹草生长缓慢期间,部分共沉淀能保持在菹草叶面,由于此时上覆水中磷含量低,菹草叶面共沉淀产物中磷含量少。（6） CaCO3-P共沉淀能维持上覆水磷的低浓度,控制沉积物磷释放。CaCO3沉淀结晶过程能吸附上覆水中的磷,最终沉积在沉积物表面,提高表层沉积物Ca-P含量。表层沉积物中的部分Ca-P可转化为Al-P、Fe-P和稳定态的Calo-P,部分又会溶解释放至间隙水和上覆水中,为植物和CaCO3-P共沉淀提供钙和磷。
凌辉[9]（2012）在《两种水生植物净化富营养化水体中氮磷的作用研究》文中进行了进一步梳理水体中氮和磷浓度的高低是影响水体富营养化的重要因素之一,利用水生植物治理水体富营养化是一种经济有效的处理技术。本文以水鳖科两种沉水植物黑藻、伊乐藻为研究对象,分别研究了其在不同富营养化水平下的生长特性,氮、磷的动态,分析了两种水生植物对水体中氮和磷的净化效果。结果如下：1、伊乐藻和黑藻的生长受水体中氮磷含量的影响：在处理浓度范围内,两种水生植物的生物量随时间的延长呈增长趋势,株高和分枝数表现出先增加后趋于平缓的趋势,浓度5（N：5.4-8.0mg/L；P：2.0-2.24mg/L）中植物的各生长指标均劣于其他浓度水体,说明低浓度水体（浓度1、2、3）利于伊乐藻和黑藻的生长,而高浓度的水体（特别是浓度5）会对伊乐藻和黑藻的生长有一定的抑制作用,但未达到胁迫其生长的浓度。2、对实验过程中水体pH变化的研究结果表明,伊乐藻和黑藻都能通过光合作用使水体pH值升高,维持在碱性环境（8-9.5）中,但是浓度的差异对水体pH的变化没有显着影响。3、在不同处理浓度的富营养水体中,伊乐藻对总氮的总富集量分别为17.19、48.26、17.92、47.21、41.69mg,总磷的富集量分别为4.29、6.83、5.94、16.46、17.29mg；黑藻对总氮的总富集量分别为5.92、57.07、52.71、79.35、105.18mg,对总磷的富集量分别为3.52、12.13、10.47、18.64、22.54mg。两种植物体内氮、磷含量皆呈现出先升后降的趋势,而水体中氮磷浓度越高,植物体内总氮总磷含量也越高,植物体内的氮磷含量变化受水体营养状况和植物生长状况影响。4、底泥氮磷含量的测定结果表明,底泥以吸收水体中的氮、磷的方式起到净化水质的作用。试验结束时,伊乐藻底泥中TN富集率达到了101%-167%,TP达到了126%-187%；黑藻底泥中TN富集率为134%-196%,TP为164%-266%。氮磷的富集量与底泥、水体之间的浓度差有关,即水体中氮、磷浓度越高,底泥中氮、磷的富集率越大。5、伊乐藻和黑藻对水体中氮、磷的去除率随着水体中N和P处理浓度的增加而增加。两种植物对水体中总氮的最高去除率分别达到了95.97%、90.52%,总磷的最高去除率分别达到了79.23%、79.38%,净化效果的高峰期集中在30天左右。但是伊乐藻对水体中TN的吸收仅占水体TN去除量的6.51%-25.13%,TP的吸收仅占水体TP去除量为9.28-17.87%。黑藻对水体中TN的吸收占7.4%-47.55%,TP为12.57%-35.26%,一部分营养盐的去除可以通过底泥的吸收完成。
吴明松[10]（2011）在《二氧化氯对水中微囊藻毒素和隐孢子虫卵囊的去除效能研究及毒副作用探讨》文中研究表明随工农业生产的发展越来越多的水体遭受着更为严重的污染,给饮用水安全带来了威胁,同时随着生活水平的提高,人们对水质也提出了越来越高的要求。微囊藻毒素（MCs）与隐孢子虫卵囊即是近年倍受关注的两种污染物。二氧化氯（ClO2）因高效、广谱、安全等优点已成为水消毒领域中氯系消毒剂的理想替代产品,但在消毒过程中生成的副产物亚氯酸盐也令人担忧。本文通过酶联免疫吸附法、液相色谱-质谱、活性染色等检测方法和量子化学手段,对ClO2去除水中微囊藻毒素及隐孢子虫卵囊的效果、影响因素及机理进行了研究,同时模拟实际水处理工艺研究了ClO2预氧化及混凝、沉淀、过滤和消毒各单元及整个工艺流程对含藻水的去除效果。此外采用三代大鼠毒理试验方案应用行为学观察及病理解剖手段对ClO2在消毒过程中最主要的副产物——亚氯酸盐的长期神经发育毒性进行了考察。论文获得了一系列具有创新意义的成果。研究了饮用水处理工艺中ClO2对较低浓度微囊藻毒素（MCs）的去除特性,揭示了MCs与ClO2反应的机理和反应产物。证实了ClO2对于微囊藻毒素MC-LR、MC-RR和MC-YR具有良好的去除效果,去除规律相似,去除的容易程度为MC-RR>MC-YR>MC-LR,去除效果受ClO2浓度、反应时间影响很大,受pH值和反应温度影响不显着。确定了反应过程中,MCs结构中Adda基团两端的碳原子被羟基自由基攻击,最终生成各自的二羟基取代物。全面考察了常规饮用水处理工艺中对含藻水的去除效果,提出了含藻原水的ClO2强化预氧化解决方案。证实了在常规工艺中,混凝沉淀工艺单元除藻效果较好,但对含MCs的去除极其有限,处理效果的主要影响因素是混凝剂投量,其次是沉淀时间和慢搅转速。过滤工艺中无烟煤所占比例越高的滤池,出水水质越好。消毒工艺中,滤前投加ClO2有利于高锰酸盐指数、浊度等指标的去除,且出水中亚氯酸盐的含量更低,但滤后投加ClO2对MCs的去除率较高。模拟工艺证明:对于典型含藻原水,采用2.5 mg/L ClO2预氧化40 min,然后投加聚合氯化铝铁20 mg/L混凝,60 r/min慢搅20 min后,沉淀30 min,再投加0.8 mg/L ClO2,最后经无烟煤:石英砂为2:1的滤池以10 m/h的滤速过滤,处理效果优异。研究了ClO2对隐孢子虫卵囊的杀灭特性,证实了ClO2可以有效地杀灭隐孢子虫卵囊,主要的影响因素是反应时间,ClO2投量和反应温度,如果水中存在较高的浊度和高锰酸盐指数,则隐孢子虫卵囊的杀灭效果会有所下降。同时发现ClO2在灭活隐孢子卵囊的过程中表现出很强穿透力和渗透性,可在不破坏卵囊外部整体性的情况下将其灭活,研究并提出了亚氯酸盐的长期神经毒理学效应,发现连续三代摄入高浓度的亚氯酸盐可引起第二代、第三代个别仔鼠小脑产生病变,影响运动能力,还可能会对学习、记忆能力造成影响。确定了对于Wistar大鼠运动神经发育的无明显副作用剂量为30 mg/L。本文所得出的研究结果不仅为ClO2控制水中的MCs和隐孢子虫卵囊提供了理论依据,也为含藻水的处理提出了可行的ClO2预处理方案,具有重要的理论意义与应用价值。此外推进了亚氯酸盐的毒理学研究,可为扩大ClO2的应用及标准的制定提供参考。
二、PH值过高过低对鱼类危害及其防治措施（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、PH值过高过低对鱼类危害及其防治措施（论文提纲范文）
（1）低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水脱氮研究现状 |
| 1.2.1 氮污染来源与危害 |
| 1.2.2 污水脱氮方法概述 |
| 1.2.3 低温微生物的发展 |
| 1.3 异养硝化细菌的研究 |
| 1.3.1 异养硝化的提出及其脱氮原理 |
| 1.3.2 异养硝化微生物的特性及其种类 |
| 1.3.3 硝化进程的影响因素 |
| 1.3.4 异养硝化菌的研究与应用 |
| 1.4 微生物固定化技术的研究 |
| 1.4.1 固定化微生物技术的发展 |
| 1.4.2 固定化方法概述 |
| 1.4.3 固定化技术的研究与应用 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 异养硝化细菌的筛选及分离 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验样品来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.4 所需培养基及药剂 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 异养硝化菌的分离纯化 |
| 2.2.2 菌株的形态学观察 |
| 2.2.3 菌株的16S rDNA鉴定 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 异养硝化菌的分离纯化结果 |
| 2.3.2 菌株的形态学观察结果 |
| 2.3.3 菌株的16S rDNA鉴定结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 复合菌剂的构建 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌株 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 培养基 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 菌株生长曲线的绘制 |
| 3.2.2 多株异养硝化菌的混合培养 |
| 3.2.3 菌剂脱氮因素的研究 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 生长曲线绘制结果 |
| 3.3.2 混合培养结果 |
| 3.3.3 菌剂脱氮因素的研究结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 复合菌剂的固定化及脱氮性能研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌株 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 所需培养基与药剂 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 固定化方法 |
| 4.2.2 固定化菌剂的条件优化 |
| 4.2.3 固定化菌剂的性能研究 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 固定化方法比较结果 |
| 4.3.2 颗粒优化结果 |
| 4.3.3 固定化菌剂的性能研究结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 固定化菌剂的应用试验研究 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 固定化菌剂的制备 |
| 5.1.2 实验装置与仪器 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者攻读学位期间发表的学术论文集及科研成果目录 |
| 导师和作者简介 |
| 附件 |
（2）骆马湖鱼类资源现状及保护措施（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 江苏省淡水鱼类资源特征 |
| 1.1.1 江苏省的气候特征 |
| 1.1.2 江苏省淡水鱼类资源的特点 |
| 1.1.3 江苏省的淡水湖泊鱼类资源的研究进展 |
| 1.2 湖泊鱼类群落结构的相关研究 |
| 1.3 影响鱼类群落的因素 |
| 1.3.1 鱼类群落的空间格局和时间格局 |
| 1.3.2 影响鱼类群落的主要生态因子 |
| 1.3.2.1 透明度和水色 |
| 1.3.2.2 溶解氧和PH值 |
| 1.4 江苏省湖泊鱼类资源面临的问题或威胁 |
| 1.4.1 低龄化和小型化 |
| 1.4.2 鱼类群落结构的变化 |
| 1.4.3 不合理的捕捞强度 |
| 1.4.4 鱼类的生物入侵 |
| 1.4.5 不合理的采砂行为 |
| 1.4.6 水体富营养化 |
| 1.4.7 高等水生植物的分布密度的减少 |
| 1.4.8 气候灾害的影响 |
| 1.5 骆马湖鱼类资源概况 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 第2章 骆马湖鱼类群落组成 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样区域介绍 |
| 2.1.2 采样时间 |
| 2.1.3 工作方法 |
| 2.1.3.1 鱼类采集 |
| 2.1.3.2 现场鱼类测量 |
| 2.1.4 标本处理和分析指标 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 鱼类种类与分布 |
| 2.2.2 骆马湖单位捕捞渔获量(CPUE)的对比 |
| 2.2.3 鱼类优势种 |
| 2.2.3.1 鱼类优势种的习性 |
| 2.2.3.2 骆马湖鱼类的生态类型与区系组成 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 物种多样性和群落结构变化 |
| 2.4.2 外来物种入侵和人工养殖的影响 |
| 2.4.3 优势种状况分析 |
| 第3章 骆马湖鱼类多样性与数量分布的空间差异 |
| 3.1 多样性指数的研究意义 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 数据处理和分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 多样性分析 |
| 3.3.2 空间差异 |
| 3.3.3 聚类分析 |
| 3.4 讨论 |
| 第4章 主要经济物种及其优势种体长体质量测量与分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 骆马湖的捕捞情况与主要经济鱼类 |
| 4.2.1 骆马湖2009~2017年捕捞产量统计和鱼类放流工作 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 骆马湖鱼类生物学测定 |
| 4.4 主要经济型鱼类的体质量体长分布 |
| 4.5 主要经济鱼类和小型鱼类的体质量体长关系 |
| 4.6 讨论 |
| 第5章 刀鲚的食性研究 |
| 5.1 刀鲚食性的研究意义 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 样本选择 |
| 5.2.2 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 刀鲚的摄食强度变化 |
| 5.3.2 刀鲚食物组成 |
| 5.3.3 骆马湖刀鲚食物组成的空间变化 |
| 5.4 讨论 |
| 第6章 骆马湖鱼产力计算 |
| 6.1 鱼产力的研究意义 |
| 6.2 计算方式 |
| 6.3 鱼产力的分析和计算 |
| 6.3.1 浮游生物鱼产力估算 |
| 6.3.2 底栖生物鱼产力估算 |
| 6.4 增殖放流品种和数量分析 |
| 6.4.1 鲢、鳙的合理放养量 |
| 6.4.2 杂食性鱼类合理放养量 |
| 6.5 讨论 |
| 第7章 骆马湖鱼类资源保护对策 |
| 7.1 鱼类资源衰退的主要原因 |
| 7.1.1 大规模的采砂行为 |
| 7.1.2 捕捞强度过大 |
| 7.1.3 .水域富营养化和水体污染 |
| 7.2 骆马湖鱼类资源保护对策 |
| 7.2.1 对骆马湖的鱼类资源采取保护措施 |
| 7.2.2 优化增殖放流等工作 |
| 7.2.3 保护和修复底质环境 |
| 7.2.4 重视生物入侵问题 |
| 7.2.5 可持续发展和加强监管 |
| 7.2.6 制定科学合理的捕捞措施 |
| 7.2.7 治理水体污染和富营养化问题 |
| 附录 :鱼类照片 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（3）盐水鹅食品安全地方标准的制订及销售卫生现状和品质研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1 立题依据 |
| 1.1 盐水鹅 |
| 1.2 盐水鹅食品安全地方标准亟待制订 |
| 1.3 我国地方特色肉制品相关标准 |
| 1.4 我国法律法规和标准相关要求 |
| 1.5 盐水鹅摊点销售卫生状况 |
| 1.6 不同贮藏温度对盐水鹅品质的影响 |
| 2 研究方案 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.4 研究技术路线 |
| 参考文献 |
| 第二章 盐水鹅理化指标的研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐水鹅水分测定结果 |
| 2.2 盐水鹅蛋白质测定结果 |
| 2.3 盐水鹅脂肪测定结果 |
| 2.4 盐水鹅氯化钠测定结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 盐水鹅水分测定情况 |
| 3.2 盐水鹅蛋白质测定情况 |
| 3.3 盐水鹅脂肪测定情况 |
| 3.4 盐水鹅氯化钠测定情况 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 盐水鹅污染物指标的研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐水鹅总砷测定结果 |
| 2.2 盐水鹅铅测定结果 |
| 2.3 盐水鹅镉测定结果 |
| 2.4 盐水鹅总汞测定结果 |
| 2.5 盐水鹅铬测定结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 盐水鹅总砷测定情况 |
| 3.2 盐水鹅铅测定情况 |
| 3.3 盐水鹅镉测定情况 |
| 3.4 盐水鹅总汞测定情况 |
| 3.5 盐水鹅铬测定情况 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 盐水鹅微生物指标的研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐水鹅菌落总数测定结果 |
| 2.2 盐水鹅大肠菌群测定结果 |
| 2.3 盐水鹅致病菌测定结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 盐水鹅菌落总数测定情况 |
| 3.2 盐水鹅大肠菌群测定情况 |
| 3.3 盐水鹅致病菌测定情况 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 盐水鹅食品添加剂及非法添加物指标研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐水鹅亚硝酸盐测定结果 |
| 2.2 盐水鹅山梨酸测定结果 |
| 2.3 盐水鹅日落黄及柠檬黄测定结果 |
| 2.4 盐水鹅氯霉素测定结果 |
| 2.5 盐水鹅罂粟壳测定结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 盐水鹅亚硝酸盐测定情况 |
| 3.2 盐水鹅山梨酸测定情况 |
| 3.3 盐水鹅日落黄及柠檬黄测定情况 |
| 3.4 盐水鹅氯霉素测定情况 |
| 3.5 盐水鹅罂粟壳测定情况 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 盐水鹅食品安全地方标准(草案)的制订 |
| 1 范围 |
| 2 规范性引用文件 |
| 3 术语和定义 |
| 3.1 盐水鹅 |
| 4 技术要求 |
| 4.1 原辅料 |
| 4.2 感官要求 |
| 4.3 理化指标 |
| 4.4 污染物限量 |
| 4.5 微生物限量 |
| 4.6 食品添加剂 |
| 4.7 非法添加物 |
| 4.8 净含量 |
| 5 生产加工过程的卫生要求 |
| 6 检验规则 |
| 6.1 组批 |
| 6.2 抽样 |
| 6.3 检验 |
| 6.4 取样方法 |
| 6.5 判定规则 |
| 7 标识、包装、运输、贮存 |
| 7.1 标识 |
| 7.2 包装 |
| 7.3 运输 |
| 7.4 贮存 |
| 第七章 盐水鹅摊点销售卫生状况研究 |
| 1 研究对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 研究方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 调查样本的基本情况 |
| 2.2 销售人员与环境卫生状况 |
| 2.3 食品容器及用具大肠菌群测定结果 |
| 2.4 市售盐水鹅微生物测定结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 销售人员与环境卫生状况 |
| 3.2 食品容器及用具大肠菌群状况 |
| 3.3 市售盐水鹅微生物指标状况 |
| 3.4 盐水鹅摊点销售卫生警示 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第八章 不同贮藏温度对盐水鹅品质的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同贮藏温度对L~*值影响 |
| 2.2 不同贮藏温度对a~*值影响 |
| 2.3 不同贮藏温度对b~*值影响 |
| 2.4 不同贮藏温度对感官品质影响 |
| 2.5 不同贮藏温度对pH值影响 |
| 2.6 不同贮藏温度对TVB-N值影响 |
| 2.7 不同贮藏温度对TBARS值影响 |
| 2.8 不同贮藏温度对菌落总数影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 不同贮藏温度L~*值、a~*值及b~*值测定情况 |
| 3.2 不同贮藏温度感官品质测定情况 |
| 3.3 不同贮藏温度pH值测定情况 |
| 3.4 不同贮藏温度TVB-N值测定情况 |
| 3.5 不同贮藏温度TBARS值测定情况 |
| 3.6 不同贮藏温度菌落总数测定情况 |
| 3.7 盐水鹅消费指南建议 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第九章 综述: 全国食品安全地方标准研究概况 |
| 1 资料来源 |
| 2 食品安全地方标准的发布情况 |
| 3 食品安全地方标准的类别 |
| 4 食品安全地方标准的地域分布 |
| 4.1 产品类食品安全地方标准涵盖食品类别 |
| 4.2 检验方法类食品安全地方标准涵盖类别分布 |
| 4.3 生产经营规范类食品安全地方标准涵盖类别分布 |
| 5 食品安全地方标准存在的问题 |
| 5.1 与食品安全国家标准重叠 |
| 5.2 形式与内容不规范 |
| 5.3 管理手段滞后,监管不力 |
| 5.4 支持力度不够 |
| 6 食品安全地方标准管理的建议 |
| 6.1 明确食品安全地方标准的地位 |
| 6.2 加强地方特色产品标准化建设 |
| 6.3 征求食品生产经营者的意见 |
| 6.4 广泛听取消费者的意见 |
| 7 结语 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 1 盐水鹅理化指标的研究 |
| 2 盐水鹅污染物指标的研究 |
| 3 盐水鹅微生物指标的研究 |
| 4 盐水鹅食品添加剂及非法添加物指标研究 |
| 5 盐水鹅食品安全地方标准(草案)的制订 |
| 6 盐水鹅摊点销售卫生状况研究 |
| 7 不同贮藏温度对盐水鹅品质的影响 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间完成的论文 |
（4）过氧化氢对铜绿微囊藻的生长及损伤效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 我国水体富营养化现状 |
| 1.3 蓝藻水华 |
| 1.3.1 水体富营养化和水华的定义及类型 |
| 1.3.2 蓝藻水华的产生 |
| 1.3.3 水华的危害 |
| 1.3.4 蓝藻水华的治理 |
| 1.4 过氧化氢在除藻方面的应用 |
| 1.5 生物体内氧化与抗氧化机制 |
| 1.5.1 生物体的衰亡 |
| 1.5.2 生物体的氧化损伤 |
| 1.5.3 生物体的抗氧化防御 |
| 1.6 研究的主要内容 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 藻种的培养 |
| 2.3 试验主要仪器和设备 |
| 2.4 试验设计 |
| 2.4.1 单因素试验 |
| 2.4.2 多因素复合试验 |
| 2.4.3 藻细胞自身影响试验 |
| 2.5 试验指标的测定 |
| 2.5.1 藻细胞数的测定 |
| 2.5.2 叶绿素a和类胡萝卜素含量的测定 |
| 2.5.3 藻细胞组织液的提取 |
| 2.5.4 蛋白质含量的测定 |
| 2.5.5 总抗氧化能力(T-AOC)的测定 |
| 2.5.6 丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 2.5.7 过氧化氢含量的测定 |
| 2.6 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.1.1 H_2O_2对铜绿微囊藻生长及去除率的影响 |
| 3.1.2 H_2O_2对铜绿微囊藻叶绿素a和类胡萝卜素含量的影响 |
| 3.1.3 H_2O_2对铜绿微囊藻蛋白质含量的影响 |
| 3.1.4 H_2O_2对铜绿微囊藻总抗氧化能力的影响 |
| 3.1.5 H_2O_2对铜绿微囊藻丙二醛含量的影响 |
| 3.1.6 培养基中H_2O_2含量变化的影响 |
| 3.2 环境因素影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.2.1 pH影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.2.2 温度影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.2.3 光照影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.3 多因素复合作用下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.3.1 多因素复合作用下,H_2O_2对铜绿微囊藻生长的影响 |
| 3.3.2 多因素复合作用下,H_2O_2对铜绿微囊藻叶绿素a含量的影响 |
| 3.3.3 多因素复合作用下,培养基中H_2O_2含量变化的影响 |
| 3.4 藻细胞自身影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.4.1 不同初始藻细胞数影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.4.2 藻细胞不同生长期影响下,H_2O_2对铜绿微囊藻的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 H_2O_2对铜绿微囊藻生长及损伤效应的影响探讨 |
| 4.2 环境因素对H_2O_2去除铜绿微囊藻的影响探讨 |
| 4.3 藻细胞自身因素对H_2O_2去除铜绿微囊藻的影响探讨 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（5）二氧化锰吸附控制藻类胞外有机物引起的超滤膜污染（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源和水质标准的研究现状 |
| 1.1.2 藻类污染的研究现状 |
| 1.2 超滤技术在水处理中的应用 |
| 1.2.1 超滤技术在国内外的应用现状 |
| 1.2.2 超滤膜污染研究动态 |
| 1.2.3 超滤组合工艺的研究 |
| 1.3 二氧化锰在水处理中的应用 |
| 1.4 课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 课题的研究意义 |
| 1.4.2 课题的研究内容 |
| 1.4.3 课题的技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 藻类的培养与 EOM 的提取 |
| 2.1.1 藻类的培养 |
| 2.1.2 EOM 的提取 |
| 2.2 常规实验分析方法 |
| 2.2.1 水质检测指标 |
| 2.2.2 扫描电镜观察 |
| 2.2.3 荧光光谱扫描 |
| 2.2.4 分子量分布的测定 |
| 2.2.5 亲疏水性分级 |
| 2.3 膜污染分析方法 |
| 第3章 不同二氧化锰的制备和特性分析 |
| 3.1 二氧化锰的制备 |
| 3.2 二氧化锰的物化特性分析 |
| 3.2.1 比表面积分析 |
| 3.2.2 粒度分析 |
| 3.2.3 Zeta 电位分析 |
| 3.2.4 表面官能团分析 |
| 3.2.5 扫描电镜分析 |
| 3.3 二氧化锰的吸附效能分析 |
| 3.3.1 腐殖酸吸附效能分析 |
| 3.3.2 蛋白质吸附效能分析 |
| 3.3.3 碘吸附值 |
| 3.3.4 亚甲基蓝吸附值 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 不同二氧化锰对藻源 EOM 的吸附效能研究 |
| 4.1 吸附条件对二氧化锰吸附藻源 EOM 的影响 |
| 4.1.1 吸附时间 |
| 4.1.2 投加量 |
| 4.1.3 pH 值 |
| 4.1.4 震荡频率 |
| 4.2 二氧化锰吸附对 EOM 特性的影响 |
| 4.2.1 对分子量分布的影响 |
| 4.2.2 对亲疏水性的影响 |
| 4.2.3 对荧光特性的影响 |
| 4.3 EOM 对二氧化锰物化特性的影响 |
| 4.3.1 对颗粒粒度的影响 |
| 4.3.2 对表面官能团的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 二氧化锰吸附控制 EOM 引起的超滤膜污染的实验研究 |
| 5.1 二氧化锰吸附对 EOM 引起的超滤膜污染的影响 |
| 5.1.1 对比通量下降的影响 |
| 5.1.2 对膜污染可逆性的影响 |
| 5.1.3 对有机碳平衡的影响 |
| 5.2 吸附后直接超滤对超滤膜污染的影响 |
| 5.2.1 对比通量下降的影响 |
| 5.2.2 对膜污染的可逆性的影响 |
| 5.2.3 对有机碳平衡的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）城市浅水湖泊水环境质量评价与氮污染特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 湖泊水体中氮污染研究 |
| 1.2.1 湖泊富营养化与氮污染 |
| 1.2.2 湖泊水体中氮的存在形式、转化与循环 |
| 1.2.3 湖泊水体中氮的危害性 |
| 1.3 沉积物中氮形态研究进展 |
| 1.3.1 湖泊沉积物概况 |
| 1.3.2 氮在沉积物中的赋存形态、转化与循环 |
| 1.4 沉积物氮释放概述及其影响因素 |
| 1.4.1 生物作用 |
| 1.4.2 溶解氧的影响 |
| 1.4.3 温度的影响 |
| 1.4.4 水体的扰动 |
| 1.5 本文研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 本文研究目的 |
| 1.5.2 本文研究内容 |
| 1.5.3 本文研究技术路线 |
| 第2章 研究区域概况和样品采集分析方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 邯郸市南湖的地理位置和基本特征 |
| 2.1.2 南湖的实地调查及污染状况 |
| 2.2 采样点的布设和样品采集 |
| 2.2.1 监测断面的设置原则 |
| 2.2.2 采样点的布设 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.3 分析指标及方法 |
| 2.3.1 水质指标分析方法 |
| 2.3.2 沉积物指标分析方法 |
| 2.3.3 主要试验药品及仪器 |
| 第3章 南湖水环境质量评价与分析 |
| 3.1 水环境质量评价现状 |
| 3.2 南湖水体中各理化因子分析 |
| 3.2.1 水温随时间的变化趋势 |
| 3.2.2 水体中溶解氧随时间的变化趋势 |
| 3.2.3 水体中 pH 值随时间的变化趋势 |
| 3.2.4 水体中浊度随时间的变化趋势 |
| 3.3 南湖水质评价方法及结果 |
| 3.3.1 评价方法 |
| 3.3.2 单因子评价法 |
| 3.3.3 综合污染指数法 |
| 3.3.4 综合营养状态指数法 |
| 3.4 评价结果 |
| 3.4.1 单因子评价指数法评价结果 |
| 3.4.2 综合污染指数法评价结果 |
| 3.4.3 综合营养状态指数法评价结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 南湖水体氮污染状况 |
| 4.1 南湖水体中各形态氮的分布 |
| 4.1.1 南湖水体中总氮和各形态氮的空间分布特征 |
| 4.1.2 南湖水体中各形态氮的时间分布特征 |
| 4.2 本章小结 |
| 第5章 南湖沉积物氮污染状况 |
| 5.1 南湖沉积物中各形态氮的分布 |
| 5.1.1 南湖沉积物中各形态氮的空间分布特征 |
| 5.1.2 南湖沉积物中各形态氮随时间分布特征 |
| 5.2 南湖沉积物中和上覆水中各形态氮的相互关系 |
| 5.3 南湖沉积物中和上覆水中各形态氮比较分析 |
| 5.4 南湖沉积物中氮磷比 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 南湖沉积物氮的释放分析 |
| 6.1 试验设计 |
| 6.1.1 试验所用材料 |
| 6.1.2 试验方法 |
| 6.2 温度对沉积物氮释放的影响 |
| 6.2.1 试验过程 |
| 6.2.2 不同温度条件下对沉积物中 TN 释放的影响 |
| 6.2.3 不同温度条件下对沉积物中 NH_4~+-N 释放的影响 |
| 6.2.4 不同温度条件下对沉积物中 NO_3~--N 释放的影响 |
| 6.3 pH 对沉积物氮释放的影响 |
| 6.3.1 试验过程 |
| 6.3.2 试验结果分析 |
| 6.4 DO 浓度对沉积物氮释放的影响 |
| 6.4.1 试验过程 |
| 6.4.2 不同 DO 浓度条件下对沉积物中 TN 释放的影响 |
| 6.4.3 不同 DO 浓度条件下对沉积物中 NH_4~--N、NO_3~--N 释放的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 本文主要研究结论 |
| 7.2 前景展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 论文发表情况 |
| 在学期间参与的科研项目 |
（7）序批式生物膜法处理水产养殖废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水产养殖废水概述 |
| 1.1.1 我国水产养殖行业现状 |
| 1.1.2 水产养殖废水污染物来源及其对环境的危害 |
| 1.1.3 水产养殖废水特性 |
| 1.2 水产养殖废水的处理技术和研究现状 |
| 1.2.1 源头控制 |
| 1.2.2 末端治理 |
| 1.3 生物膜法概述 |
| 1.3.1 生物膜法的形成及影响因素 |
| 1.3.2 生物膜法脱氮除磷原理 |
| 1.3.3 生物膜载体 |
| 1.3.4 生物膜法的特性 |
| 1.3.5 序批式生物膜法 |
| 1.4 活性炭炭纤维填料 |
| 1.4.1 活性炭炭纤维材料 |
| 1.4.2 ACF改性 |
| 1.4.3 ACF在水处理中的应用现状 |
| 1.5 论文研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 亲生物性填料的制备 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 ACF预处理 |
| 2.1.3 ACF的电化学改性试验 |
| 2.1.4 循环伏安试验 |
| 2.1.5 性能表征和表面形态观察 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 未处理的ACF的电化学行为 |
| 2.2.2 电化学改性后的ACF的电化学行为 |
| 2.2.3 电化学氧化处理后的ACF的电流-时间曲线 |
| 2.2.4 比表面积分析 |
| 2.2.5 含氧基团测定 |
| 2.2.6 平衡含水率分析 |
| 2.2.7 表面结构分析 |
| 2.2.8 表面官能团分析 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 活性炭纤维表面特性对挂膜启动的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 试验水样 |
| 3.1.3 接种污泥 |
| 3.1.4 试验装置 |
| 3.1.5 检测项目、方法、和仪器 |
| 3.1.6 试验研究内容和步骤 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 填料挂膜性能 |
| 3.2.2 对污染物去除效果比较 |
| 3.2.3 生物相观察 |
| 3.2.4 活性炭炭纤维表面特性对挂膜启动的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 小试BACF-SBBR生物膜法处理模拟水产养殖废水研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验水样 |
| 4.1.3 接种污泥 |
| 4.1.4 试验装置 |
| 4.1.5 检测项目、方法、和仪器 |
| 4.1.6 水质标准 |
| 4.1.7 试验研究内容和步骤 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 生物膜反应器的启动 |
| 4.2.2 确定最佳运行工艺 |
| 4.2.3 进水pH值对反应器废水处理效果的影响 |
| 4.2.4 进水C/N比对反应器废水处理效果的影响 |
| 4.2.5 进水温度对反应器废水处理效果的影响 |
| 4.2.6 最优工况运行 |
| 4.2.7 微生物多样性和生物膜群落结构分析 |
| 4.2.8 材料再生性能测试 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 中试BACF-SBBR处理实际水产养殖废水研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 材料 |
| 5.1.2 试验的水质特征 |
| 5.1.3 接种污泥 |
| 5.1.4 试验装置 |
| 5.1.5 试验分析项目、方法、和仪器 |
| 5.1.6 水质标准 |
| 5.1.7 研究内容和步骤 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 装置的启动 |
| 5.2.2 填料密度对水产养殖废水的处理效果的影响 |
| 5.2.3 曝气强度对水产养殖废水的处理效果的影响 |
| 5.2.4 稳定运行试验 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 循环水养殖系统工程应用 |
| 6.1 常兴庄渔场工程概况 |
| 6.1.1 水质特征 |
| 6.1.2 设计需要达到的水质标准 |
| 6.2 水产养殖废水处理工程设计 |
| 6.2.1 工艺流程设计 |
| 6.2.2 沉淀池设计 |
| 6.2.3 SBBR反应池设汁 |
| 6.2.4 增温增氧池设计 |
| 6.3 工程启动 |
| 6.4 工程调试运行与分析 |
| 6.4.1 工程运行调试 |
| 6.4.2 工程运行效果 |
| 6.5 经济效益分析 |
| 6.5.1 工程一次性投资分析 |
| 6.5.2 工程运行费用分析 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 结论和建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 7.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（8）菹草叶面CaCO3-P共沉淀对上覆水和沉积物磷的作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 水体富营养化 |
| 1.1.1 我国水体富营养化现状 |
| 1.1.2 磷与水体富营养化 |
| 1.2 磷、钙对水体的影响 |
| 1.2.1 磷在水体中的迁移转化 |
| 1.2.2 磷在水体中的形态及其影响因素 |
| 1.2.3 碳酸钙形态及其转化 |
| 1.2.4 CaCO_3-P共沉淀 |
| 1.3 沉水植物与水体除磷 |
| 1.3.1 沉水植物菹草及其生态效应 |
| 1.3.2 沉水植物菹草与CaCO_3-P共沉淀的关系 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 2 沉积物加钙、磷条件下菹草对上覆水CaCO_3-P共沉淀的影响 |
| 2.1 试验材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 上覆水性质的变化 |
| 2.2.2 菹草钙、磷含量的变化 |
| 2.2.3 菹草叶面CaCO_3-P共沉淀特征 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 沉积物加钙、磷及菹草对上覆水性质的影响 |
| 2.3.2 沉积物加钙、磷对菹草钙、磷含量的影响 |
| 2.3.3 CaCO_3-P共沉淀的特征及其影响因素 |
| 2.4 小结 |
| 3 不同沉积物条件下菹草对上覆水CaCO_3 -P共沉淀的影响 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.4 碳酸钙饱和指数的计算 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 上覆水碳酸钙饱和指数的变化 |
| 3.2.2 上覆水磷含量的变化 |
| 3.2.3 菹草叶面CaCO_3-P共沉淀特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 沉积物及菹草对上覆水碳酸钙饱和指数的影响 |
| 3.3.2 CaCO_3-P共沉淀的特征及其与上覆水磷的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 上覆水加钙、磷条件下菹草对上覆水CaCO_3-P共沉淀的影响 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 测定项目及方法 |
| 4.1.4 碳酸钙饱和指数的计算 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 上覆水性质的变化 |
| 4.2.2 上覆水碳酸钙饱和指数的变化 |
| 4.2.3 菹草钙、磷含量的变化 |
| 4.2.4 菹草叶面CaCO_3-P共沉淀特征 |
| 4.2.5 沉积物磷的变化 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 上覆水加钙、磷后菹草对上覆水性质的影响 |
| 4.3.2 上覆水加钙、磷对菹草钙、磷含量的影响 |
| 4.3.3 CaCO_3-P共沉淀的特征及其与上覆水性质的关系 |
| 4.3.4 CaCO_3-P共沉淀与沉积物无机磷的关系 |
| 4.4 小结 |
| 5 不同光照条件下菹草对上覆水Ca~(2+)空间分布的影响 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 测定项目及方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 低照度下上覆水Ca~(2+)的分布 |
| 5.2.2 高照度下上覆水Ca~(2+)的分布 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 菹草对上覆水Ca~(2+)空间分布的影响 |
| 5.3.2 光照条件对菹草释钙的影响 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表文章情况 |
| 致谢 |
（9）两种水生植物净化富营养化水体中氮磷的作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 富营养化及其危害 |
| 1.2 富营养化的形成机理 |
| 1.3 我国湖泊水体富营养化现状 |
| 1.4 营养化的治理方法 |
| 1.5 水生植物的研究现状 |
| 1.5.1 水生植物在修复富营养水体方面的研究 |
| 1.5.2 水生植物的应用研究 |
| 1.5.3 水生植物的竞争研究 |
| 1.5.4 水生植物的其他研究 |
| 1.6 本研究目的和意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 水生植物的筛选原则 |
| 2.2 供试植物介绍 |
| 2.3 试验栽培容器 |
| 2.4 试验设计 |
| 2.5 水体中TN、TP、pH的测定 |
| 2.6 植物的采集和体内TN、TP的测定 |
| 2.7 底泥的采集与测定 |
| 2.8 数据的处理和分析 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 伊乐藻对水体中氮磷的吸收和利用 |
| 3.1.1 不同程度富营养化水体中伊乐藻的株高动态 |
| 3.1.2 不同程度富营养化水体中伊乐藻的分枝动态 |
| 3.1.3 不同程度富营养化水体中伊乐藻的生物量动态 |
| 3.1.4 伊乐藻对不同富营养化水体pH值的影响 |
| 3.1.5 伊乐藻植物体内总氮、总磷含量变化 |
| 3.1.6 伊乐藻底泥中总氮、总磷的含量 |
| 3.1.7 水体中TN、TP的去除效果 |
| 3.2 黑藻对水体中氮磷的吸收和利用 |
| 3.2.1 不同程度富营养化水体中黑藻的株高动态 |
| 3.2.2 不同程度富营养化水体中黑藻的生物量动态 |
| 3.2.3 不同富营养化浓度对黑藻水体中pH值的影响 |
| 3.2.4 黑藻植物体内总氮、总磷含量变化 |
| 3.2.5 黑藻底泥中总氮、总磷的含量 |
| 3.2.6 水体中TN、TP的去除效果 |
| 第四章 讨论与结论 |
| 4.1 不同程度富营养化水体中植物生长特性的研究 |
| 4.2 不同富营养化浓度对水体中pH值的影响 |
| 4.3 植物组织总氮、总磷含量变化 |
| 4.4 底泥中总氮、总磷的含量 |
| 4.5 水体中TN、TP的去除效果 |
| 4.6 结论 |
| 4.6.1 伊乐藻对不同富营养化水体的净化效果 |
| 4.6.2 黑藻对不同富营养化水体的净化效果 |
| 4.7 不足和建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）二氧化氯对水中微囊藻毒素和隐孢子虫卵囊的去除效能研究及毒副作用探讨（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 目的和意义 |
| 1.2 微囊藻毒素污染现状与危害 |
| 1.3 隐孢子虫与隐孢子虫病 |
| 1.4 藻毒素和隐孢子虫卵囊的控制技术 |
| 1.4.1 物理方法对微囊藻毒素和隐孢子虫卵囊的去除效果 |
| 1.4.2 消毒工艺对微囊藻毒素的去除效果 |
| 1.4.3 消毒工艺对隐孢子虫卵囊的去除效果 |
| 1.5 优良的水消毒剂与水处理剂——二氧化氯 |
| 1.6 二氧化氯与亚氯酸盐的毒理学研究现状 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 微囊藻毒素的测定方法 |
| 2.2.2 微囊藻含量的测定 |
| 2.2.3 隐孢子虫活性检测方法 |
| 2.2.4 色谱-质联系对微囊藻毒素氧化产物的分析方法 |
| 2.2.5 其他分析方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 二氧化氯去除微囊藻毒素的试验方法 |
| 2.3.2 二氧化氯与微囊藻毒素反应动力学的确定方法 |
| 2.3.3 MC-LR 反应性质的量子化学计算方法 |
| 2.3.4 二氧化氯处理含藻水的试验方法及模拟工艺 |
| 2.3.5 二氧化氯杀灭隐孢子虫卵囊的试验方法 |
| 2.3.6 神经毒理学效应的试验方法 |
| 第3章 二氧化氯对微囊藻毒素的去除效能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同条件下二氧化氯对微囊藻毒素的去除效果 |
| 3.2.1 不同二氧化氯投量下MCs 的去除效果 |
| 3.2.2 不同接触时间时MCs 的去除效果 |
| 3.2.3 MCs 去除率随pH 的变化 |
| 3.2.4 水温不同时MCs 的去除效果 |
| 3.2.5 不同MCs 初始浓度下微囊藻毒素的去除效果 |
| 3.3 二氧化氯去除混合微囊藻毒素的动力学特征 |
| 3.4 二氧化氯去除微囊藻毒素的机理分析 |
| 3.4.1 二氧化氯去除微囊藻毒素产物的质谱解析 |
| 3.4.2 量子化学手段对二氧化氯与MC-LR 反应产物的确定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 二氧化氯强化常规工艺对含藻水的处理效能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 二氧化氯预氧化单元对含藻水的处理效果 |
| 4.2.1 不同氧化剂投量下含藻水的处理效果 |
| 4.2.2 二氧化氯的消减规律 |
| 4.2.3 亚氯酸盐及氯离子的生成情况 |
| 4.2.4 预氧化单元对不同藻浓度含藻水的处理效果 |
| 4.2.5 预氧化单元对不同高锰酸盐指数含藻水的去除效果 |
| 4.2.6 含藻水处理效果与温度的关系 |
| 4.3 混凝沉淀单元对含藻水的处理效果 |
| 4.3.1 不同混凝沉淀因素下含藻水的去除效果 |
| 4.3.2 不同混凝剂投量下含藻水的处理效果 |
| 4.3.3 改变搅拌速率时含藻水处理效果的变化 |
| 4.3.4 不同沉淀时间下含藻水处理效果 |
| 4.3.5 二氧化氯预氧化对混凝单元处理效果的影响 |
| 4.4 过滤与消毒单元对含藻水的处理效果 |
| 4.4.1 不同滤速下含藻水的处理效果 |
| 4.4.2 不同滤层结构下含藻水处理效果 |
| 4.5 二氧化氯净水工艺的动态模拟研究 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 二氧化氯对隐孢子虫卵囊的杀灭效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 二氧化氯对隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.2.1 不同二氧化氯投量下隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.2.2 不同pH 水体中隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.2.3 不同温度下隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.2.4 不同反应时间时隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.2.5 浊度与高锰酸盐指数对隐孢子虫卵囊杀灭效果的影响 |
| 5.3 二氧化氯对低浓度隐孢子虫卵囊的杀灭效能 |
| 5.3.1 不同二氧化氯投量下低浓度隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.3.2 不同温度与pH 值下低浓度隐孢子虫卵囊的杀灭效果 |
| 5.4 隐孢子虫卵囊杀灭后形态变化 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 亚氯酸盐对大鼠三代的神经毒理学特性 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 一般性发育指标 |
| 6.3 亚氯酸盐对大鼠运动活力的影响 |
| 6.3.1 功能观察组合实验结果 |
| 6.3.2 仔鼠四肢力量 |
| 6.3.3 旷场试验 |
| 6.4 亚氯酸盐对大鼠学习能力的影响 |
| 6.5 组织病理学检查结果 |
| 6.5.1 脑脏器系数 |
| 6.5.2 脑病切片检查 |
| 6.6 亚氯酸盐的神经毒理学效应 |
| 6.7 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 |
四、PH值过高过低对鱼类危害及其防治措施（论文参考文献）
- [1]低温异养硝化细菌的筛选及其固定化研究[D]. 刘琳. 北京化工大学, 2020(02)
- [2]骆马湖鱼类资源现状及保护措施[D]. 朱滨清. 南京师范大学, 2019(02)
- [3]盐水鹅食品安全地方标准的制订及销售卫生现状和品质研究[D]. 李冉. 扬州大学, 2018(12)
- [4]过氧化氢对铜绿微囊藻的生长及损伤效应研究[D]. 李娟. 四川农业大学, 2015(07)
- [5]二氧化锰吸附控制藻类胞外有机物引起的超滤膜污染[D]. 任秀娟. 哈尔滨工业大学, 2014(03)
- [6]城市浅水湖泊水环境质量评价与氮污染特征研究[D]. 曹灿. 河北工程大学, 2014(03)
- [7]序批式生物膜法处理水产养殖废水研究[D]. 封红. 北京化工大学, 2014(07)
- [8]菹草叶面CaCO3-P共沉淀对上覆水和沉积物磷的作用机制研究[D]. 朱红. 华中农业大学, 2012(01)
- [9]两种水生植物净化富营养化水体中氮磷的作用研究[D]. 凌辉. 扬州大学, 2012(01)
- [10]二氧化氯对水中微囊藻毒素和隐孢子虫卵囊的去除效能研究及毒副作用探讨[D]. 吴明松. 哈尔滨工业大学, 2011(07)