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代寫能源與動力工程畢業論文范文5篇

發布時間:2018-11-12 22:07 論文編輯:lgg

论文代写本文是一篇能源與動力工程論文,能源與動力工程致力于傳統能源的利用及新能源的開發,和如何更高效的利用能源。能源與動力工程致力于傳統能源的利用及新能源的開發。

本文是一篇能源與動力工程論文,能源與動力工程致力于傳統能源的利用及新能源的開發,和如何更高效的利用能源。能源與動力工程致力于傳統能源的利用及新能源的開發,和如何更高效的利用能源。(以上內容來自百度百科)今天為大家推薦一篇能源與動力工程論文,供大家參考。
 

代寫能源與動力工程畢業論文范文篇一

 
第一章 引言
 
1.1 問題的提出與研究意義
我國是一個人口大國,但是水資源極度缺乏加之對有限的水資源利用率很低導致我國用水危機加劇,特別是以水資源為命脈的農業生產活動,難以根據科學的灌水技術參數進行農田灌溉導致農業用水的浪費。為了緩解日趨嚴重的水資源供求矛盾,提高農業生產灌溉效率,為廣大農民提供更便于接受的節水灌溉新方法,需尋求一條科學獲取灌水技術以及灌水參數的有效途徑。無論采用何種農田灌溉方法,水分都需通過入滲界面進入土壤,使灌溉水入滲轉換為土壤水供植物吸收利用,稱之為“土壤入滲”,土壤入滲過程作為一項必不可少的田間土壤水分循環環節,從根本上決定著由降雨及灌溉水轉化而成土壤水的時空分布以及轉化速率,進而影響到農田灌溉的質量和效果。由于各地區的土壤理化性質均有所差異,因此入滲特性也必然有所差異,導致土壤入滲具有空間上的變異性;某些土壤理化性質會隨著耕作時間的不同發生一定的變化,改變其入滲特性,導致土壤入滲具有時間上的變異性。因此土壤入滲特性隨著土壤狀態的唯一性而難以直接確定,如何快速獲取土壤入滲模型參數,因地制宜地進行農田灌溉,成為了科學選擇灌水方法,提高灌溉水利用效率,改進落后灌水技術的關鍵手段。目前獲取土壤入滲模型參數的方法主要是試驗法,從精度的要求看,試驗的方法是能夠滿足農業灌溉水管理的需求,但由于土壤樣本具有唯一性使得采用試驗方法獲取目標參數的技術難度加大、設備要求復雜,浪費人力、物力、財力。本文本著快速、準確的原則試圖借助土壤入滲參數和土壤常規理化參數試驗大樣本利用土壤傳輸函數法獲取入滲模型參數。土壤基本理化參數(土壤容重、土壤含水量、土壤質地、土壤有機質、土壤含鹽量)可以用來描述土壤樣本的唯一性,表征土壤樣本特性。土壤入滲隨著土壤樣本基本理化性質的不同而不同,通過土壤傳輸函數法建立的多元統計模型夠表征入滲模型目標參數與土壤基本理化參數之間的定量關系,提出了利用容易獲取的土壤基本理化參數來預測較難獲取的土壤入滲參數的方法,尋求到獲取土壤入滲參數的便捷途徑,為提高農業灌溉效率及獲取灌水技術參數提供了強有力的技術支撐。
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1.2 國內外研究動態
在灌溉或者降雨的條件下水分通過地表滲入到土壤并且儲存在土壤中運動形成土壤水的過程成為土壤水分入滲,大田土壤水分入滲是田間水循環一項必不可少的環節,從根本上決定著由降雨及灌溉水轉化而成土壤水的時空分布以及轉化速率,進而影響到農田灌溉的質量和效果。對土壤入滲的研究由來已久,Buckinghan 于 1904 年首次提出了毛管勢的概念,為土壤入滲模型的研究奠定了一定的理論基礎。之后,眾多國內外的研究學者在毛管勢理論的基礎上對土壤的入滲特性進行更深層次的研究,建立了各類具有不同意義和用途的土壤水分入滲模型,總體上可將各入滲模型分為經驗入滲模型和理論入滲模型,經驗入滲模型的建立不是基于明確的物理基礎,如 Kostiakov 入滲模型、Horton 模型及 Holtan 入滲模型等;而理論入滲模型是建立在明確的物理基礎上的,能夠明確表征目標參數與土壤物理性質之間的特征關系,如 Green-Ampt 入滲模型、Philip入滲模型及 Smith 入滲模型等[1]。
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第二章 樣本數據建立的室內外試驗條件與方法
 
2.1 試驗區氣候條件
試驗區域位于華北西部的黃土高原東翼山西省境內,全年氣候變化范圍較大,冬天寒冷;夏天炎熱;春天風沙較多;秋天氣候溫和。試驗區氣候特征是降雨量偏少,日照時間較長,氣候干燥,日夜溫差偏大。試驗區氣溫分布的總體趨勢是自南向北,自平川向山地遞減,北部以及中部的山區,年均氣溫一般浮動在 5℃~7℃范圍內;試驗區西部地區,年平均氣溫浮動在 8℃~10℃范圍內,整個試驗區南北溫差很大。試驗區冬季寒冷,氣溫較低均處于 0℃以下,夏季炎熱,氣溫較高,日平均氣溫達到 21℃~26℃。試驗區無霜期的分布是南部較長而北部較短,平川地區較長而山區較短。試驗區的年降水時間分布不均衡,通常情況下 6~8 月份的降水強度較大且較為集中,約占全年降雨量的 60%以上;試驗區的降水量空間分布也極不均衡,受地形影響較大,幾個典型試驗區的氣候條件詳細情況如下:大同市:地處山西省北部,位于黃土高原東北部邊緣,屬于大陸性季風氣候,降水量較少,日照時間較長,晝夜溫差相對較大。該地區的年均年日照時數達到 3000 h,無霜期分布為東南部 156 天、西北部 100 天,年均氣溫大概在 7℃左右,年最高溫度可高達 38℃,年最低溫度可低至-29℃,通常全年 1 月份溫度最低,平均氣溫保持在-11.3℃左右。大同地區年均降水量大概在 360 ~450 mm 之間,年均蒸發量大概在 1144mm 左右,降水通常都集中在 7~9 月間。
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2.2 土壤條件
土壤是在地表植被、氣候、地形地貌、成土母質、時間因素和人為活動等眾多因素的共同作用下形成的。試驗區緯度、海陸位置和成土環境條件差異性較大,導致該試驗區的氣候條件具有多樣性,植被的變異狀況較明顯,從而該試驗區土壤類型條件具有復雜性和多樣性,主要包括:棕壤土、棕壤性土、;褐土、淋溶褐土、石灰性褐土、栗鈣土、栗褐土、山地草甸土、潮土等主要土壤類型此外,還有黃綿土、紅黏土等多種類型土壤。非凍結試驗區的土壤大田入滲試驗是在大同市的南郊區、新榮區、天鎮縣、陽高縣、大同縣、廣靈縣、渾源縣、左云縣、朔州應縣、呂梁方山縣、臨汾汾西縣、運城河津市、文峪河灌區、晉城澤州縣、長治長子縣等地進行。南郊區地處大同市近郊,該區北部、西部和西南部均為黃土丘陵階地區,以坡積黃土為主要土壤類型,是黃土質沙壤土,該區東部、東南部是源于山前的季節性河流攜帶泥沙形成的沖積平原區,土壤母質系黃土質,其下游地區主要為輕砂壤土;新榮區位于山西省最北端,土壤類型以栗鈣土為主,在沿河一帶形成了少量的草甸土和鹽土,東西部地區主要是山地栗鈣土,約占該區總土壤面積的 7%左右,丘陵階地區主要是淡栗鈣土,占土壤總面積的 70%;天鎮縣位于山西省東北部,土壤類型主要為栗鈣土,耕作層的土壤分布為南北兩邊主要為砂土、砂壤土,中部主要為粘壤土;陽高縣地處山西省東北部,該區位于沖積平原區和黃土丘陵區,除北部有少量的鹽堿草甸土外大多地區是栗鈣土;大同縣處于大同市的沖積平原區,巖性顆粒較細,土壤以中細砂、粉細砂為主,南北兩側主要為砂質土;廣靈縣位于永定河上游,該區土壤以淡褐土為主,土壤質地為沙土和壤土,并且攜帶有少量輕壤土;渾源縣位于黃土高原區的邊緣地帶,土壤類型主要為山地粟鈣土、淡粟鈣土;左云縣地處黃土高原東部邊緣,土壤類型主要為栗鈣類,淡栗鈣土亞類,土壤質地為砂壤土、輕壤土;澤州縣的土壤資源豐富,土壤類型較多,大部分山地主要為草灌褐土,丘陵地以及丘間盆地多為典型褐土并分布有少量的草甸土;長子縣以褐土和草甸土兩大類型土壤為主;臨汾市的土層發育較好形成較厚的粘化層,養分充足,土壤類型豐富,以褐土為主并且分布有草原草甸土、棕壤土、草甸土、沼澤土等;文峪河灌區土壤發育較單一,僅有褐土和草甸土兩大類。
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3.1 土壤含水量.........21
3.2 土壤結構.............25
3.2.1 土壤結構對土壤入滲能力的影響.......... 25
3.2.2 土壤容重對各土壤入滲模型參數的影響........26
3.2.3 土壤入滲能力及各入滲參數與土壤容重的定量關系.......29
3.3 土壤質地.............30
3.4 土壤有機質.........35
3.5 土壤溫度.............40
3.6 土壤含鹽量.........43
3.7 影響土壤入滲參數主導因素、次要因素分析..........44
第四章 Kostiakov 與 Philip 入滲模型參數預測模型精度比較......47
4.1Kostiakov 和 Philip 入滲模型.......... 47
4.1.1Kostiakov 入滲模型......474.1.2 Philip 入滲模型............ 47
4.2 入滲參數影響因素的初步選定......47
4.3 入滲模型參數結構.......48
4.4 入滲模型參數線性預報模型.......... 53
4.5 預測模型精度分析.......55
4.6 本章小結....56
第五章 考慮土壤結構變形的 Kostiakov 入滲模型參數......57
5.1 備耕頭水地三參數入滲模型參數的預報模型...........57
5.2 考慮結構變形的土壤入滲模型參數的線性預報模型........65
5.3 本章小結....74
 
第五章 考慮土壤結構變形的 Kostiakov 入滲模型參數的預報模型
 
備耕地灌溉前后土壤地表結構會發生變化(地表土壤容重增加),為避免灌溉過程中造成的水資源浪費現象,在生產實踐中需考慮這種現象的發生。本章通過對備耕頭水地在考慮土壤結構變形與不考慮土壤結構變形時建立的入滲模型參數線性預報模型的精度進行對比,證實灌溉時考慮考慮土壤結構變形的重要性,在此基礎上最終建立能夠適用于整個農業生產周期的非凍結非鹽堿土壤入滲模型參數的線性預報模型。
 
5.1 備耕頭水地三參數入滲模型
參數的預報模型備耕土壤是為耕作做準備經過翻松以后待開春后進行播種的土壤,備耕土壤地表有一層干土層,地表土壤較難固結,形不成地表致密層,因此備耕土壤結構較為松散。對備耕土進行第一次灌溉后表層松散的結構會被破壞,并且隨著水分浸入土壤而導致表層土崩塌、濕陷,特別是對松散的黃土更是如此,灌溉水進入土壤后表土會形成致密層使得土壤容重增加。這意味著隨著灌溉水分的入滲,表層土壤骨架會由疏松變密實,干容重由小變大,導致頭水前后的土壤容重有很大差別。為研究預測 Kostiakov 三參數入滲模型參數的預報模型時是否該考慮土壤結構變形,分別對考慮土壤結構變形的情況以及不考慮土壤結構變形的情況進行分析,建立入滲參數的線性預測模型,將預測模型進行對比分析,得到合理的結論。本章利用有較好代表性的 59 組備耕頭水土壤入滲試驗數據樣本進行研究,土壤類型基本囊括了山西省境內主要土壤類型。
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結論
 
①土壤入滲能力隨著土壤含水量增加呈線性關系而減小;隨著土壤容重的增加呈線性關系而減小;隨著土壤黏粒含量的增加呈指數關系而減小;隨著土壤有機質含量的增加呈對數關系增大;對于凍結土壤,土壤入滲能力隨著地中 5cm 溫度的增加呈指數關系增加。
② 入滲系數 K 隨著土壤含水量的增加呈對數關系而減小;隨著土壤容重的增加呈指數關系而減小,但不受表層土壤結構變化的影響,僅與耕作層(0~20cm)的土壤常規理化參數相關;隨著土壤黏粒含量的增加呈對數關系而減小;隨著土壤有機質含量的增加呈對數關系而減小;對于凍結土壤,土壤入滲能力隨著地中 5cm 溫度的增加呈指數關系增加。
③ 入滲指數 a 隨著土壤含水量的增加呈對數關系而增加;隨著土壤容重的增加呈指數關系而減小;隨著土壤黏粒含量的增加呈對數關系而減小;隨著土壤有機質含量的增加呈對數關系而減小;對于凍結土壤,土壤入滲能力隨著地中 5cm 溫度的增加呈指數關系增加。
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參考文獻(略)
 

代寫能源與動力工程畢業論文范文篇二

 
第 1 章 緒  論
 
1.1 低次煙葉的現狀 
隨著生產力的提高、社會的發展以及人們不斷改善的生活條件,人們對能源的需求量不斷加大,在常規能源存量短缺以及日益惡略的環境壓力下,各國人民為了保障能源的安全和實現人類的可持續發展,逐漸將可再生能源的開發列為自己的長遠戰略。可再生能源包括風能、水能、太陽能、地熱能、潮汐能、生物質能源等;其中生物質能包括植物、動物、及其排泄物中所蘊含的能量等。而煙葉作為生物質的重要組成部分,自然不能忽視其中所蘊含的巨大能量。 煙草是茄科煙草屬植物,煙草又分為紅花煙,黃花煙,碧冬煙三個亞屬,人類種植的主要有紅花煙和黃花煙。 中國是世界煙葉的主產國,無論是煙草植物的種植面積還是產量均居世界首位,據統計:2003 年煙葉總產量達到 230 萬 t,占全球煙葉總產量 619.2 萬 t的 37.3%[1] ;2006 年煙草種植面積約為 1500 萬畝,使得煙葉和卷煙產量均已達到世界總產量的三分之一。 目前作為煙草生產大國,我國每年煙葉產量中約有近 25%(近 90-150 萬 t)的煙葉、煙末等下腳料由于不能應用于卷煙生產而被廢棄,這一現象已經造成非常嚴重的環境污染問題和嚴重的生物質能源的浪費,我們將這種被廢棄的造成環境污染和能源浪費的煙葉稱為低次煙葉;以作為煙草大省的云南為例:每年云南省烤煙產量中約有 30%-35%屬于無法滿足卷煙加工要求的低等或等外級煙葉,這些低次煙葉未能得到有效的合理的利用[2]。造成這一現象的原因是由于卷煙工業生產過程中對煙葉的品質要求較高,等級質量高的煙葉往往優先利用,且供不應求,這樣那些不能滿足卷煙生產要求的低次煙葉除很少一部分用來做膨脹煙絲或薄片外,其余大部分低次煙葉在倉庫中堆放或丟棄,有的甚至發霉變質引起環境問題,這部分煙葉不僅沒有充分發揮其真正的使用價值還造成資源和能源的浪費,其經濟損失給國家和企業造成巨大的負擔。 
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1.2 研究厭氧消化產沼氣對于生產生活的意義
厭氧消化產沼氣是指將有機物(人畜糞便、農作物秸稈、動植物尸體、工農業生產中產生的有機廢水等)經過厭氧消化后產生沼氣的過程。而在這個過程當中所產生的沼氣、沼液、沼渣等物質分別作為食物鏈中的一份子成為下一級生產生活中所需的原料、能源、添加劑以及飼料和肥料等的在利用過程稱為厭氧消化產沼氣的綜合利用[3]。可以說,厭氧消化產沼氣過程中的產物可以滲透到現代農業生產的各個領域與環節。沼氣的綜合利用可以加強整個農業生產過程的網絡化,形成循環經濟,達到農業生產的可持續發展;同時可以實現農業能源與物質的深度利用,達到資源的有效配置。 首先,沼氣作為厭氧消化產沼氣的最重要的產物,因其具有優質、清潔、環境友好等諸多可再生能源的特點,能夠為農業生產和現代生活提供多方面的用途。沼氣除了作為生活用能外,還可以為生產提供能量。沼氣的綜合利用形式和方法主要有:炊事用能、夜間照明、為孵化幼禽提供熱能、保鮮以及儲存蔬果糧菜等、沼氣發電、CO2施肥、沼氣增溫等[4]。金偉[5]等發現熱電聯產是大中型沼氣的一項工程化技術。 厭氧消化產沼氣的殘留物(沼液和沼渣)也有諸多方面的用途,厭氧消化產沼氣的殘留物具有比任何一種堆漚方法制取的有機肥的有機物養分含量都高的特點,并且其氮、磷、鉀的不僅大部分都已經轉化為速效態而且轉化率高達90% [6]。厭氧消化產沼氣的殘留物最主要應用于一下四個方面:(1)作為飼料利用:養豬、養魚等。(2)作為肥料利用:改良土壤、有機底肥、有機追肥、液肥等。(3)對病蟲害進行防治:通過沼液浸種等方式進行。(4)作為培養料液:栽培各種菌類、培育幼苗和無土栽培等[7]。這四個方面中應用最廣泛、最重要的利用方式是將厭氧消化產沼氣的殘留物作為肥料利用。 
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第 2 章 研究的基本原理和依據 
 
2.1 秸稈厭氧消化產沼氣原理分析 
厭氧消化產沼氣是一個微生物作用的過程。即是在厭氧條件下通過微生物的作用使各種有機質如農作物秸稈、人畜糞便和工農業廢水所含有機物等轉化為沼氣的過程。 沼氣中一般甲烷占 60%-70%;二氧化碳占 30%-40%;還有數量相對較少的氫氣、水蒸氣、硫化氫、一氧化氮、氮氣、氨氣等氣體。這些物質的混合構成了通常為大家所認知的混合氣體—沼氣[30]。 Bryant 等[31-32]在 1972 年提出了厭氧消化的三階段理論;即厭氧消化產沼氣一般分為液化階段、產酸階段以及產甲烷階段三個階段。液化階段是指通過微生物分泌的胞外酶(如纖維素酶和脂肪酶等)將農作物秸稈、人畜糞便以及工農業廢水中所含的不能被微生物直接利用的大分子狀態的碳水化合物分解成可溶于水的能夠被微生物直接利用的小分子化合物(一般是多糖水解成單糖或雙糖,蛋白質分解成肽和氨基酸,脂肪分解成甘油和脂肪酸)的過程。產酸階段是指在液化作用完成后,通過不產甲烷菌群的作用使得能夠被微生物直接利用的小分子化合物轉化成簡單的有機酸、醇以及二氧化碳和氫氣、氨氣等的過程。由于這個階段最主要的產物是揮發性的有機酸,因此被稱為產酸階段。在經過了液化階段和產酸階段后,就進入了產甲烷階段,該階段是產甲烷菌群利用產酸階段產生的有機酸、醇以及二氧化碳等物質生產甲烷和二氧化碳。這個階段由甲烷和二氧化碳等組成的混合氣體稱為沼氣。 
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2.2  秸稈厭氧消化產沼氣的工藝要求
一般來說,只要其他工藝條件達到要求(如發酵菌的濃度較高,酸堿度適宜等),厭氧消化容器內溫度若在 10℃左右,就可以啟動厭氧消化產生沼氣;盡管如此,厭氧消化的產氣速率和厭氧消化的產氣量依然與溫度有著極其密切的聯系;研究表明,在一定的溫度范圍內(15℃-40℃)產氣速率與產氣量隨著溫度的增高而增大。當平均溫度為 24℃時,消化全部牛糞需要 50 天左右的時間,而對植物肥料進行厭氧消化反應,則需要比消化牛糞增加 20 天以上的時間才能完全消化;倘若將牛糞與植物廢料混合進行厭氧消化反應則需要的時間為 50-60天。如果將厭氧消化溫度控制在 32-37℃的話,那么牛糞的厭氧消化周期不超過28 天。在 15℃到 30℃范圍內,在每一個厭氧消化周期中,每個單位原料的產氣總量大致相等,但是再 15℃的時候,一個厭氧消化周期為 1 年整,而 35℃時一個厭氧消化周期僅需一個月。當厭氧消化溫度低于 10℃時,因微生物生物活性受到抑制進入休眠狀態、產氣很少,所以達不到實際應用的目的。綜上,啟動料液的溫度要控制在至少 20℃以上,運行料液的溫度要調控在至少 15℃以上才能夠確保達到產氣和實際應用的目的[33-35]。
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第 3 章兩種不同的預處理方法對低次煙葉......... 20 
3.1 低次煙葉預處理面臨的問題 ........... 20 
3.2 材料與方法 ......... 20 
3.3 結果與分析 ......... 23 
3.4 各要點分析 ......... 26 
3.5 本章小結 ........... 26 
第 4 章不同接種物對低次煙葉厭氧消化產沼氣的影響 .......... 28 
4.1 接種物在低次煙葉厭氧消化過程中存在的問題 ........... 28 
4.2 不同接種物的實驗設計 ....... 28 
4.3 結果與分析 ......... 30 
4.4 各要點分析 ......... 32 
4.5 本章小結 ........... 33 
第 5 章不同厭氧消化濃度對低次煙葉厭氧消化產沼氣的影響 .... 34 
5.1 不同厭氧消化濃度的實驗設計 ......... 34 
5.2 實驗結果與分析 ..... 36 
5.3 各要點分析 ......... 38 
5.4 本章小結 ........... 39  
 
第5章不同厭氧消化濃度對低次煙葉厭氧消化產沼氣的影響 
 
濃度:沼氣厭氧消化濃度又稱為料水比。它是厭氧消化容器內干物質總量與厭氧消化料液總質量的比值,如前文所述,它是影響厭氧消化效率的一個極其重要的因素。 厭氧消化料液的濃度過低單位容積內有機物含量相對減少,不僅產氣量低下還造成了厭氧消化容器內資源的浪費;倘若厭氧消化料液濃度過高則厭氧消化原料不易分解并且容易造成大量酸性物質的積累,不利于產甲烷菌的生長和繁殖,最終表現在對正常產氣的影響;因此我們在本章將重點討論和尋找一種相對來說具有比較優勢的低次煙葉厭氧消化濃度。
 
5.1 不同厭氧消化濃度的實驗設計 
由于厭氧消化濃度范圍是 2%-30%[70],并且,根據研究表明[71-72],在高溫季節,總固體濃度以 6%-8%為宜;而在低溫季節,厭氧消化料液的總固體濃度以10%-12%為宜;因此我們根據秸稈厭氧消化的經驗將各個實驗組設置成濃度分別為 6%、8%、10%、12%;每組三個平行。由于已近深秋,這次試驗我們采用水浴箱并輔以相應的溫控裝置(型號:C3W-221 智能數顯溫控儀如圖 5.1 所示)將溫度控制在 24℃進行室溫發酵(各厭氧消化組基本數據如表 5.1 所示)。不同濃度厭氧消化實驗實物圖如圖 5.2 所示.
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總結 
 
我國作為煙草種植和消費大國,煙草行業在我國的國民經濟中占有相當大的比重;因此如何促進煙草行業持續可循環發展是我國目前非常緊要的一個課題。 然而,在煙草行業中,有很多質地不合格的煙葉不能夠被有效的利用,不僅造成了環境污染,而且還造成了極大的能源浪費。云南作為煙草大省,每年有大量的低等或等外級煙葉未能得到合理利用,這一部分煙葉稱為低次煙葉,約占全省烤煙產量的 30%-35% 作為煙草大省,云南每年烤煙產量中約有 30%-35%屬于無法進行卷煙加工的低等或等外級煙葉未能得到合理利用[2]。而這些低次煙葉中所蘊含的能源與資源都沒有得到有效的利用,而且長時間的堆漚丟棄給環境造成了極大的破壞。 而對低次煙葉厭氧消化進而產生沼氣是對低次煙葉的有效的處理途徑之一。 在這個前提下,我們站在前人的肩膀上從 4 個角度對低次煙葉厭氧消化產沼氣進行了研究: 
(1)在本文第二章工作原理中,我們討論了,由于高溫厭氧消化環境耗能高、設備要求高、很難實現實際生產中的應用;低溫厭氧消化環境雖然容易實現,但是產氣量和產氣效率均不理想,因此我們所有試驗均采用 24℃左右的常溫消化,這樣既能夠保證產氣量和產氣效率同時也能保證在其在實際生產中的應用價值。 
(2)在本文第三章中,我們討論了兩種不同預處理方式對低次煙葉厭氧消化產沼氣的影響,得到了由質量分數為 7%的黑曲霉預處理后,低次煙葉中纖維素、半纖維素和木質素總體含量降低,厭氧消化啟動時間短,厭氧消化效率以及厭氧消化周期得到明顯的改善,并展望了其在實際生產中的應用價值。 
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參考文獻(略)
 

代寫能源與動力工程畢業論文范文篇三

 
第一章 緒論 
 
1.1 引言 
在自然環境中,98%以上的微生物是以附著在固體物質表面的群體性生物膜(Biofilms)形式生長,而不是以單個的浮游態(planktonic)細胞存在(賈文祥,2012)。微生物膜除了具有菌細胞群體外,還包含粘附于非生物或生物表面由微生物產生的胞外聚合物(主要為胞外多糖,蛋白質和胞外核酸等)組成的復雜三維基質網結構。與浮游態細菌相比,生物膜形態的細菌具有以下優勢:(1)膜結構的屏障作用使其對環境的變化具有更強的抵抗能力,如約 60%的人體持續性細菌感染部位的耐藥性和抗機體免疫反應能力與組織或器官表面的細菌生物膜結構形成有直接關系(Costerton et al., 1999);(2)生物膜內的細菌代謝強度低,存活時間更長;(3)細胞間可進行密切而廣泛的信息交流和通訊活動。同時,微生物與固體之間的相互作用是一個最基本的生物地球化學過程,對整個地球環境的變化都有重要影響。例如,微生物與土壤礦物的相互作用,如礦物的溶解、金屬離子還原沉淀、物質交換等,對于表層礦物結構的進化起了關鍵作用。然而,多年來,微生物學家對細菌的認識主要局限于單個浮游態的細胞研究,而對群體性微生物膜結構及其與固體的界面相互作用的認識則遠遠不足。傳統的微生物膜理論認為,微生物與固體間的相互作用主要包括簡單的吸附/解吸行為、分解礦化、微生物腐蝕、溶解/沉淀等反應過程。伴隨著電活性微生物(Electroactive Bacteria, EABs)的分離和生物膜學(Biofilmology)的發展,研究者開始認識到微生物與固體間可進行直接的電子交換反應。這一認識極大地吸引了人們對微生物電化學行為的關注和研究興趣,導致了電化學微生物學(Electromicrobiology)、電生物地球化學(Electrobiogeochemistry)等新學科的興起。電活性微生物與固態電子受體/供體(固體腐殖質、鐵氧化物、電極、天然導電礦物)的相互作用及電子傳遞機制也逐漸成為環境微生物領域的研究熱點。2010 年 1 月,EST 發表“Biogeochemical  Redox  Processes”熱點專刊,指出電活性微生物的“胞外呼吸”是厭氧環境中的控制性電子轉移途徑,直接驅動了 C/N/S 等關鍵元素的生物地球化學循環過程”。
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1.2  電活性微生物
通常將具有胞外呼吸功能的微生物稱之為電活性微生物。所謂胞外呼吸,是指在厭氧條件下能夠將有機物氧化產生的電子跨膜傳遞至胞外電子受體或電子反向傳遞至胞內的過程。其本質是微生物代謝獲取能量的一種方式。胞外呼吸是相對于傳統的胞內呼吸而言的。胞內呼吸的電子受體(氧、硝酸鹽、延胡索酸鹽等)一般通過擴散等方式進入細胞內,電子傳遞及還原反應在細胞內完成。而胞外呼吸的電子受體(如活性炭、鐵氧化物)通常則不能進入細胞,只能在胞外被還原。故胞外呼吸可看成是細菌電子傳遞鏈延長至細胞膜外的結果。電活性微生物這一概念是近十年來伴隨微生物燃料電池(Microbial  fuel  cells, MFC)的發展而產生的。不過,早在 20 世紀初,英國植物學家 Potter 發現酵母和大腸桿菌培養液在降解有機物的同時可以產生電流(Potter et al., 1911)。這一研究首次暗示了電活性微生物的存在,并由此揭開了微生物燃料電池的研究序幕。 MFC 是一種利用微生物胞外呼吸功能將化學能轉換為電能的裝置。電活性微生物是影響 MFC 性能的重要因素。盡管 MFC 已有一百多年的歷史,早期的MFC 由于產電效率低、穩定性差而一直處于研究低谷乃至停滯。直到 1980 年以后,各種外源電子傳遞穿梭體(如中性紅、Fe(III)EDTA 等)引入 MFC 后,MFC 產電性能才有了較大的提升(Vega  et  al.,  1987)。然而這些外源電子穿梭體的價格昂貴、容易流失或具有毒性等問題仍然限制了其在 MFC 的應用。2005年,美國學者  Bruce Logan  教授提出將有機廢水處理和微生物發電的技術相結合,即  MFC 利用廢水中的有機物為底物產生電能的概念,給 MFC 的研究注入了新的活力,引起了國內外學者的高度關注(Logan et al., 2005a)。與其他非生物型燃料電池相比,MFC 最大的特點就是電活性微生物在該過程中發揮了催化劑的作用,可以取代昂貴的化學催化劑(如鉑等),因而使得該技術具有操作條件溫和、節省能源、轉化效率高、環境友好等優勢。此外,MFC 的燃料來源具有多樣性。理論上所有可微生物降解的有機物都可作為 MFC 的燃料,MFC 在處理有機廢物的同時產生電能,相比傳統的耗能污水處理工藝可有效降低運行成本,因此利用廢水有機污染物產電具有非常廣闊的應用前景(Logan  et  al., 2005b)。
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第二章 電活性微生物對五氯酚還原脫氯:生物炭介導機制
 
2.1 引言
生物炭是由生物質(如木材、農作物秸稈、污泥等)在缺氧或無氧的條件下,經高溫慢熱解產生的一類富含碳素的固體材料(Lehmann et al., 2011)。它主要由芳香環和單質碳或類石墨結構的碳組成,通常含有 60%以上的碳元素。生物炭制備工藝相對簡單,原料來源廣泛,價格低廉,并同時具有多種優異的理化特性,包括孔隙多、比表面積大、容重小、吸附能力強、穩定性高、偏堿性,因而在全球氣候變化、環境污染修復、能源短缺、糧食危機和農業可持續發展生態污染等方面具有潛在的應用價值和前景(Woolf et al., 2010; Ghani et al., 2013)。在過去短短幾年內,生物炭已經成為農業與環境科學領域的研究熱點,但主要集中在固碳作用、吸附行為、生物能源、土壤改良劑等方面。例如研究人員估算生物炭可在土壤中保存幾百年乃至幾千年,是極為穩定的碳固定載體,將不穩定碳轉化為芳香性碳骨架封存于土壤中,有望緩解全球氣候變暖(Singh et al., 2012)。同時生物炭還可抑制溫室氣體的排放(Case  et  al.,  2014)。生物炭可用來作吸附劑去除污水中重金屬和有機污染物,還可作為穩定劑鈍化封鎖土壤中污染物(Cao et al., 2011)。將生物炭添加于土壤中可改善土壤的理化性質,從而提高農作物產量(Alburquerque et al., 2013)。生物炭在制備的過程中還可獲得生物質能源及化學品,可以節省化石能源,并且降低化石原料的碳排放。目前對生物炭應用于土壤后對環境污染物生物轉化的影響研究仍相對薄弱。 一般認為,碳質材料對污染物的吸附作用降低了其生物可利用性,對污染物起了隔離和封存作用,不利于污染物的降解(Tang et al., 2011)。而材料自身的一些理化性質可能又具有加速吸附態污染物化學或生物轉化的潛力,使得其對污染物的轉化和命運的影響變得錯綜復雜。例如 Frank 等首先報道活性炭可以作為氧化還原反應電子穿梭體介導并加速污泥微生物對酸性橙和雜氮反應紅的還原降解(Van Der Zee et al., 2003)。生物炭作為新興的一類具有巨大應用潛力的碳質材料,不僅具有與活性炭類似的強大的污染物吸附能力,而且還可以同時具備良好的物理導電性和較多的表面基團,當其廣泛應用后對環境污染物的生物轉化和命運起著怎樣的作用尚不清楚,仍有待進一步研究。
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2.2 材料和方法 
Geobacter  sulfurreducens  PCA ( DSM12127 )購買于德國菌種保藏中心(DSMZ)。Geobacter sulfurreducens 初始培養基為 NBAF(p H = 7.0),具體配方見表 2-1 至表 2-4。    實驗所用水稻秸稈 (Rice  straw) 來源于廣州華南植物園稻田,椰子殼(Coconut shell)采集于水果市場。自來水清洗泥土、灰塵等雜質后,將水稻秸稈的穗部、葉子和根部去除,剩下莖稈部分剪成 2-3 cm 長左右的小片段,同時將椰子殼切成均勻小塊,分別放置在烘箱中 80  °C 烘干。將準備好的水稻秸稈和椰子殼分別裝入石英管(長 1.2 m,內徑 7 cm)后,管口密封并通入氮氣(1.5 L/min),然后置于電阻爐上以 20  °C  /min 的速率加熱至某一恒定的溫度(例如900 °C)并維持 1 h。冷卻至室溫后,將所得的炭化固體研磨成約 0.15 mm 大小的碳顆粒,并過 100 目篩子,干燥器中貯存備用。根據炭化溫度,將不同材料及溫度制備的生物炭分別定名為 BCX(秸稈生物炭)和 YBX(椰殼生物炭),其中 X 代表炭化溫度。例如 BC400 是指 400 °C 炭化的秸稈生物炭。 
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第三章  電活性生物膜對電極電子的吸收及脫氮效果..........57 
3.1 引言 ....... 57 
3.2 材料與方法 ...... 58 
3.3 結果與討論 ...... 66 
3.3.1  糞產堿桿菌和脫氮硫桿菌生物膜的掃描電鏡表征 ......... 66 
3.3.2  糞產堿桿菌和脫氮硫桿菌生物膜的電化學特性 ............. 68 
3.3.3  糞產堿桿菌生物膜對電極電子的吸收及脫氮效果 ......... 71 
3.3.4  脫氮硫桿菌生物膜對電極電子的吸收及脫氮效果 ......... 75 
3.3.5  脫氮硫桿菌的電子輸入機制研究 .... 77 
3.4 本章小結 .......... 80 
第四章  電活性生物膜固定 CO2電合成有機物研究 .............81 
4.1 引言 ....... 81 
4.2 材料和方法 ...... 82 
4.3 結果與討論 ...... 88
4.4 本章小結 ........ 102 
第五章  糞產堿桿菌與固體電極間的雙向電子轉移及機制...........103 
5.1 引言 ..... 103 
5.2 材料與方法 .... 104 
5.3 結果與討論 .... 108
5.4  小結 .... 137 
 
第五章 糞產堿桿菌與固體電極間的雙向電子轉移及機制 
 
5.1 引言
電活性微生物胞外電子轉移涉及微生物與胞外氧化還原固體之間的直接電子流動和交換(Yang et al., 2015)。這既包括從細胞內至胞外固體的電子輸出,也包括電子從胞外傳遞至胞內的輸入過程,分別對應于微生物燃料電池的陽極反應和陰極反應。電活性微生物胞外電子的雙向轉移(輸出和輸入)具有同等重要的應用潛力,其電子輸出可用來生產電能、合成金屬納米顆粒、廢水有機物氧化降解等(Logan et al., 2012)。而電子輸入過程則可用于電合成生物燃料、污染物還原降解等(Sharma et al., 2013)。 盡管人們已經從各種環境中分離了大量不同種類的 EABs,大多數對 EABs電子跨膜傳遞機制的研究主要局限于 G. sulfurreducens 和 S. oneidensis MR-1 等幾種主要模式菌,而對其他 EABs 電子跨膜傳遞機制的認識和研究仍十分不足。更重要的是,這些研究大多偏向于闡明胞外呼吸電子的輸出機制,而胞外電子輸入機制的研究和認識則較為欠缺。研究 EABs 的雙向電子傳遞機制,對于全面理解 EABs 在不同環境條件的環境化學行為及效應、提升其應用潛力具有重要意義。 目前 S.  oneidensis  MR-1 的雙向電子轉移機制已經取得了較大進展(Coursolle  et  al.,  2010;  Jiao  et  al.,  2011;  Sydow  et  al.,  2014)。在電子輸出時,S. oneidensis MR-1 采用的是 Mtr 傳遞途徑,呼吸電子依次從 NADH(胞內電子載體)流向甲基萘醌池(menaquinonepool)、Cym A(內膜 c 類型四血紅素基團色素蛋白,c-Cyts)、Mtr A(周質空間 c-Cyts)和外膜跨膜蛋白 Mtr B,最終經外膜 Mtr C和 Omc A 傳遞給胞外電子受體如電極(Yang  et  al.,  2015)。而在電子輸入時,S. oneidensis 菌可以利用逆向的 Mtr  電子傳遞途徑進行胞外電子的吸收和傳遞(Ross et al., 2011; Okamoto al., 2014; Sydow et al., 2014)。但 Geobacter 菌在電子輸入時采用了不同于電子輸出的電子轉移途徑(Strycharz et al., 2011)。 
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結論
 
本文以四種電活性微生物(硫還原地桿菌、糞產堿桿菌、脫氮硫桿菌和嗜熱自養梭菌)為研究對象,以胞外電子輸出/輸入為主線,分別從五氯酚還原脫氯、硝酸鹽還原脫氮和二氧化碳還原(電合成有機物)等方面研究了微生物與固體電極之間雙向的電子轉移過程及其效應,并探討了其可能的電子轉移機制,得到以下結論: 
(1)秸稈和椰殼生物炭可用作 G. sulfurreducens 生長的電子受體,生物炭電子接受容量越高,G. sulfurreducens 生長量越大。秸稈生物炭能夠發揮固態電子穿梭體的功能介導電子從 G.  sulfurreducens 到五氯酚(PCP)的轉移,從而加速PCP 的還原脫氯。但不同溫度制備的秸稈生物炭介導活性差異較大。降解動力學和生物炭表面修飾等結果表明,秸稈生物炭介導 PCP 還原脫氯的活性與其電子交換容量和導電性均有密切關系,證明生物炭以表面氧化還原基團和導電性石墨區域結構兩種途徑來介導電子從 G. sulfurreducens 到 PCP 的轉移機制。 
(2)A. faecalis 和 T. denitrificans 生物膜均具有吸收碳布電極的電子進行自養脫氮作用的功能。電極電位越負,兩種生物膜的脫氮速率越高。A.  faecalis生物膜的脫氮效率(氮去除率 71.6%)明顯高于 T. denitrificans(氮去除率 17.8%)。前者以脫氮(Denitrification)和異化硝酸鹽還原為氨兩種途徑進行硝酸鹽還原,而后者不存在異化硝酸鹽還原為氨途徑。原位紅外光譜證實 T. denitrificans 外膜氧化還原狀態發生了改變,證明其外膜具有電化學活性基團。電子傳遞抑制劑實驗表明 T.  denitrificans 吸收的電極電子跨細菌外膜后傳遞到了質膜上的復合物I、II、III 及醌池,最終傳遞給脫氮酶。在電子傳遞至胞內過程中,T. denitrificans將產生的能量貯存至 ATP。 
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參考文獻(略)
 

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第 1 章  前言 
 
1.1 污染土壤 
石油泄漏大都直接污染的是土壤,在長期的雨水的淋濾條件下,由于污染物本身的遷移特性,污染物會在地表水流作用下持續向下遷移,進而威脅到含水層的環境安全,石油中烴類污染物質進入土壤造成的污染問題日益嚴重,特別在油田區更為突出[4]。近些年來,土壤石油污染引起了一系列的環境問題,以 2010 年墨西哥油田井噴事故為例,油類污染物對水質和土壤造成嚴重污染,進而影響食品安全,對事故污染場地的修復保守估計需要數百年,不僅經濟損失嚴重,而且對生態環境也造成了嚴重傷害,可見,石油污染土壤的治理和修復已經成為我國以及世界范圍內亟待解決的重要環境問題之一[5-8]。 柴油是液態的石油餾分,其黏度和沸點范圍介于潤滑油與煤油之間,屬于組分復雜的混合物,包括烷烴、烯烴、環烷烴、芳香烴、少量含硫、氮有機化合物及添加劑等成分。在柴油制品中,以 0#柴油的應用最為常見,在標準溫度 20℃時,其密度是 0.84~0.86g·cm-3。對于石油及其加工產品,習慣上把沸點或沸點范圍高的稱為重,反之稱為輕,故柴油一般分為重柴油和輕柴油。由于柴油機較汽油機功率大,熱效率高,且燃料單耗低,更加經濟,故柴油是消耗量最大的石油產品之一。吸附一般是放熱過程,溫度升高會抑制吸附反應,同時高溫會影響石油的物理化學性質,使石油的乳化程度和粘滯系數發生改變[9-11],土壤有機質含量、粘粒含量和溶液的含鹽量都會影響低濃度可溶性油在土壤中的吸附行為[12-13]。土壤有機質、p H 值、土壤粒度、離子強度等因素,將對污染物在土壤中的遷移、微生物降解、光解產生不同程度影響[14]。 
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1.2 土壤污染修復方法 
歐美國家最先開始重視污染土壤的治理技術的研究,先后投入大量的人力和物力進行被污染土壤的修復和治理。土壤污染的修復技術研究成為當前環境保護工程科學和技術研究的一個新熱點。美國和歐洲的土壤污染生物修復技術已走出實驗室,并在許多石油污染的土壤修復中得到應用。而我國石油污染土壤的修復目前還多限于小型實驗研究,實地污染場地修復鮮有案例。現有的石油污染土壤的修復方式包括物理修復、化學修復和生物修復三種。石油輕度污染土壤(油含量<1%)修復常用生物方法;中度污染土壤(1%<油含量<6%)和重度污染土壤(油含量>6%)修復常用表面活性劑增效洗滌或溶劑、植物油萃取方法,美國環保署(USEPA)定義污染場地為:“因堆積、存儲、處理、處置和其他方式承載了危害物質的任何區域和空間”。污染場地包含兩層含義:其一是指一個特定的空間或區域,具體包括土壤、地下水等;其二是特定的空間或區域已經被有害物質污染,并已經對空間或區域內的人類或自然環境產生了負面影響或者存在潛在的負面影響。 由于污染場地對人類健康和環境造成了嚴重的影響,因此,國內外各種機構和學者在污染場地的修復技術方面展開了大量的研究。根據場地修復處理工程的位置可以分為原位修復技術(In situ)與異位修復技術(Ex situ)[43]。 相比而言,原位修復技術成本低,操作維護簡單,不需要建設較為昂貴的地面工程設施以及對污染物進行遠程運輸,但是易受場地本身特性的影響[44-45]。異位修復技術在挖掘和設備運行維護方面費用較高,但其修復的周期短,修復效率高,且基本不受場地特性的影響[46-50]。 
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第 2 章 實驗材料及分析方法 
 
2.1 實驗材料及儀器
本實驗所用土壤取自上海松江農田,挖取表層深度為 10-20cm 左右土層的土壤,在室溫條件下自然風干,去掉雜物,用研缽研磨,分別過 20、40、60、100目篩,采用四分法收集篩分后土壤,放置于無油污染、通風良好的地方儲存備用。 篩經過測定其理化性質見表 2-1。由土壤分類標準可知所取土壤屬于壤土。 實驗所用的柴油污染土壤采用均勻混合方法制備,先稱取一定量的未污染土壤放置于玻璃容器中,再稱取一定量的柴油溶于適當比例的石油醚中,將柴油-石油醚溶液倒入土壤中,用玻璃棒攪拌使柴油-石油醚與土壤充分接觸,混合均勻,將制備的污染土壤放置于避光通風處,待石油醚自由揮發完全后,密封備用。
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2.2 實驗內容
分別測定水浸提液和鹽提取液的土壤 p H 值。準確稱取 1.47g Ca Cl2·H2O 和74.6g KCl 溶于 1L 容量瓶中,用去離子水定容到刻度,配制得到 0.01mol/L 和1mol/L 的 Ca Cl2、KCl 兩種溶液。稱取 10g 風干后的土壤置于燒杯中,以 5:1 的液固比進行混合,充分均勻攪拌 3min 后靜置 1h,最后用 p H 值計分別測定 Ca Cl2溶液、KCl 溶液和水溶液的 p H 值,測定多次取平均值[91]。 p H 值是土壤重要的物理化學性質之一,反映了土壤礦物質的溶解性和離子可遷移性,常用來評估土壤的植物和生物的生存環境。經測定,土壤的 p H 值為8.50。由于鹽浸提液中的陽離子(Ca2+和 K+)在和土壤接觸時,能與土壤膠體中的陽離子(Al3+、H+)發生交互作用,鋁離子(Al3+)從土壤中釋放出來水解產生一定量的氫離子(H+),使得鹽溶液中所測的土壤 p H 值偏低。 準確稱量 25g 土壤與已烘干稱重的燒杯中,將燒杯放在烘箱中在 105℃下干燥 24h 左右,稱量直到樣品重量不發生變化或兩次稱量誤差小于 0.002g,然后將樣品從烘箱中取出,轉移到干燥器中冷卻到室溫,記錄冷卻后樣品的質量。干燥前后土壤重量差即位土壤中水分的含量。 
 
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第 3 章  非離子表面活性劑洗滌柴油污染土壤研究........ 22 
3.1  洗滌效果對比...... 22 
3.2  曝氣作用下柴油污染土壤洗滌的影響因素........ 24 
3.3  本章小結.... 29 
第 4 章  非離子表面活性劑在土壤表面的吸附行為........ 30 
4.1  非離子表面活性劑在土壤上的吸附等溫線........ 30 
4.2  最優洗滌條件下非離子表面活性劑的浸出濃度.......... 32 
4.3  本章小結.... 34 
第 5 章  非離子表面活性劑洗滌柴油污染土壤機理........ 36 
5.1  表面張力.... 36 
5.2  接觸角........ 39 
5.3  本章小結.... 43 
 
第 5 章 非離子表面活性劑洗滌柴油污染土壤機理 
 
目前,對于曝氣強化表面活性劑洗滌油類污染土壤的機理還處于初步研究階段,Cussle 等[109]提出了 5 步增溶機理,首先表面活性劑分子向溶質的表面擴散并吸附在溶質的表面,然后表面活性劑在溶質表面發生“反應”,吸附的表面活性劑轉變為增溶有機物的膠束,最后帶有有機物的膠束從表面脫附下來并進入本體溶液中。 吸附和解吸現象是由于物質表面化學能變化而引起的,而表面張力是表面化學能間接體現。當土壤顆粒表面張力發生變化時,土壤顆粒表面將發生吸附和解吸作用,將引起土壤接觸角大小改變[32,110,115]。所以,可以通過對溶液表面張力和土壤接觸角進行表征,來探討洗滌機理。  
 
5.1 表面張力 
表面張力是指液體表面任意二相相鄰部分之間垂直于它們的單位長度分界線相互作用的拉力。表面張力的形成同處在液體表面薄層內的分子的特殊狀態密切相關。表面活性劑洗滌柴油污染土壤主要是通過降低溶液表面張力,使吸附在土壤顆粒表面的柴油脫附進入到溶液中,從而達到洗滌目的。因此,有必要對非離子表面活性劑溶液表面張力進行研究。在考察曝氣洗滌影響因素過程中,發現表面活性劑濃度和溶液 p H 對洗脫率影響較大,因此,可以通過測定濃度和 p H 值對表面活性劑溶液的表面張力影響,來分析表面張力對非離子表面活性劑溶液洗滌柴油污染土壤的作用機理。 三種表面活性劑在不同 CMC 條件下的表面張力如圖 5-1 所示。當 Brij-35、TX-100、Tw-80 的濃度為 1 倍 CMC 時,溶液的表面張力分別為 50.45  m N/m、39.22 m N/m、61.40m N/m。Brij-35 的表面張力大于 TX-100,但是 Brij-35 的洗脫率卻大于 TX-100,說明對于同一表面活性劑,表面張力越低,洗脫率越大;而對于不同種類表面活性劑,表面張力不是唯一影響因素,它還與表面活性劑結構以及外部實驗條件有關[105]。 
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結論 
 
本論文研究了曝氣作用強化非離子表面活性劑洗滌柴油污染的土壤,考察了曝氣洗滌過程中的影響因素,得出了最佳的洗滌工藝條件。并研究了三種非離子表面活性劑 Brij-35、TX-100、Tw-80 在未污染土壤表面的吸附等溫線,在最優條件下污染土壤洗滌后表面活性劑浸出濃度。對三種非離子表面活性劑溶液的表面張力進行測定,研究了溶液濃度和 p H 值對表面張力大小的影響。對土壤污染前后和污染土壤洗滌前后的接觸角進行測定,研究了污染土壤洗滌前后接觸角大小的變化,土壤接觸角與含油率之間的關系。根據非離子表面活性劑對污染土壤表面柴油的洗脫率,非離子表面活性劑在土壤表面的吸附和解吸行為,結合對溶液的表面張力和洗滌后土壤接觸角表征,探討了曝氣洗滌的作用機理,為曝氣聯合非離子表面活性劑修復油類污染土壤提供理論支持。 通過實驗研究,主要得出了以下結論: 
(1)曝氣對非離子表面活性劑 Brij-35、TX-100、Tw-80 洗滌污染土壤中柴油有增強作用,曝氣作用可以提高洗脫率 10~17%。當濃度為 1 倍 CMC、洗滌時間為 1h、p H 值  11、曝氣速率為 7.5L/min 時,三種非離子表明活性劑 Brij-35、TX-100、Tw-80 對柴油污染土壤的洗脫率依次為 77.4%、66.18%、59.84%。非離子表面活性劑 Brij-35 的洗滌效果最好,洗滌后污染土壤中含油率從 7%降低到1.58%,土壤接觸角從 24.12°降低到 6.65°。 
(2)非離子表面活性劑在未污染土壤上的吸附等溫線表明,表面活性劑 Brij-35、TX-100、Tw-80 在平衡濃度分別為 120mg/L、150mg/L、15mg/L 時吸附達到飽和,飽和吸附量分別為 8000μg/g、19000μg/g、1800μg/g。土壤對三種非離子表面活性劑的吸附能力大小順序為 TX-100>Brij-35>Tw-80。三種非離子表面活性劑Brij-35、TX-100、Tw-80 在最優條件:1 倍 CMC,p H 值 11,洗滌時間 1h,曝氣速率 7.5L/min,洗滌土壤后在去離子水中的浸出濃度分別為 2.718mg/L、1.022mg/L、0.004mg/L,低于不曝氣時浸出濃度。曝氣作用不僅能有效提高洗脫率,洗滌后土壤含油率低,表面活性劑浸出濃度小,有利于生物生長。
(3)非離子表面活性劑溶液表面張力隨濃度的增加而降低,但是不受 p H 值的影響。在 1 倍 CMC 時,三種非離子表面活性劑 Brij-35、TX-100、Tw-80 的表面張力依次為 50.45 m N/m、39.22 m N/m、61.40m N/m。對于同種表面活性劑,表面張力越小,柴油洗脫率越大。 
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參考文獻(略)
 

代寫能源與動力工程畢業論文范文篇五

 
第一章 緒論  
 
1.1  氟喹諾酮類抗生素(FQs) 
FQs 是一大類人工合成的抗生素藥物,具有抗菌活性強、組織滲透性高、交叉耐藥性弱等特點,被廣泛應用于泌尿生殖系統和下呼吸道系統等細菌感染疾病的治療。從 20 世紀 80 年代開始至今,FQs 藥物已經發展到第四代,包括諾氟沙星(NOR)、環丙沙星(CIP)、克林沙星(CLI)、加替沙星(GAT)等。其中,環丙沙星是目前廣泛應用的 FQs 中抗菌活性最強者,其抗菌活性均較依諾沙星及諾氟沙星強 2~4 倍。 FQs 的基本結構為  4-氟喹諾酮酸,在其喹諾酮環上均含有氟原子,其結構骨架如圖 1-1 所示[1]。C-3 上的羧酸和 C-4 上的吡啶酮是 FQs 的主要官能團,主要與細菌細胞 DNA 促旋酶結合,從而抑制細胞 DNA 復制;C-6 上的氟原子能夠加強喹諾酮分子與 DNA 促旋酶的結合,增強喹諾酮對細胞組織的滲透力。N-1上的取代基主要影響 FQs 的抗菌譜;當 R2取代基為哌嗪環時,FQs 就同時含有堿性基團哌嗪基和酸性基團羧基,屬于兩性化合物。大部分 FQs 不溶于石油醚、四氯化碳和氯仿,能溶于甲醇、氰甲烷、乙腈,難溶于水,易溶于冰醋酸,稀酸性和稀堿性溶液。通常情況下,溫度、pH 和光照對大部分 FQs 的穩定性影響較小,但小部分 FQs 對光敏感。由于含有苯并雜環結構和羧基、羥基等基團生成的共軛體系,FQs 分子在紫外光區 240~300nm 和 320~360nm 處均有吸收峰。FQs 是我國使用最廣泛的幾類抗生素之一,主要通過口服和注射方式使用。這類物質進入人體和動物體內后,只有小部分能被機體吸收,70%仍以原形及其降解產物被排出體外,這類廢水最終進入污水處理廠進行集中處理。然而,現有的廢水處理工藝對 FQs的去除效果有限,導致仍有一部分FQs進入自然環境中,給環境生態安全帶來潛在的危害。
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1.2 FQs 的耐藥機制 
由于人們不規范地使用抗生素,使得這類活性物質通過各種途徑不斷進入環境中,造成其―假持續‖的表象。長期暴露在低劑量的抗生素環境中,微生物會在環境選擇壓力下對抗生素產生抗藥性。歐洲抗菌藥消費監督委員會(European Surveillance  for  Antimicrobial  Consumption)發現在 2007~2010 年間,微生物對FQs 的抗藥性有明顯的增加趨勢[2]。 通常,微生物對抗生素產生抗藥性可以分為外因與內因。內因是位于微生物染色體上的基因發生突變引起,這種也叫做固有抗藥性,能夠通過生長繁殖保留下來。外因是通過質粒、整合子等遺傳因子載體進行抗性基因的水平轉移。目前,微生物的抗藥性主要是通過質粒等載體的水平基因轉移獲得。基因的水平轉移加快了抗性基因的擴散,使抗性基因在不同微生物種之間傳播,甚至導致多重耐藥性微生物的出現。具有這些抗性基因的微生物可能通過各種途徑進入人體,對人類及生態健康安全具有重大的危害。微生物對 FQs 的抗藥機制主要有質粒介導喹諾酮耐藥(plasmid-mediated  quinolone  resistance)和染色體介導喹諾酮耐藥(quinolone resistance-determining region)。 
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第二章  環丙沙星在曝氣生物濾池(BAF)中的污染行為特征   
 
2.1  曝氣生物濾池系統裝置平臺的搭建及其穩定運行 
曝氣生物濾池工藝是目前世界上應用最為廣泛的污水處理工藝之一,其具備占地面積小、處理負荷高、基建投資少等優勢。最初,BAF 的主要功能是去除有機物和截留固體物質。近年來,  BAF 處理技術得到了廣泛的發展,被應用于屠宰場和造紙工業的廢水處理[61]。目前,BAF 在我國還處于推廣階段[62],它主要與微污染水處理和污水的深度處理。隨著研究的深入,BAF 也同其他污水處理技術結合直接用于二級處理。 本研究采用 BAF 處理含有 CIP 的生活污水,研究曝氣生物濾池硝化(反硝化)處理 CIP,以及 CIP 對 BAF 中硝化反應的影響。同時研究其對細菌微生物的抗性基因的形成及抗性菌群變遷的影響。 BAF 工藝基本原理如下:濾池中裝有比表面積較大的濾料,污水在通過濾池時在濾料表面生長以微生物為主的生物膜。生物膜上微生物能夠利用污水中的C、N 等營養元素進行新陳代謝,而使污水得以快速凈化。同時,生物膜的絮凝作用和壓實狀態的濾料截留了污水中大量的懸浮物。隨著系統的運行,不斷生長的生物膜和截留下的 SS 使濾料層的空隙持續減少,系統的水頭損失開始持續增大至嚴重影響系統的運行,甚至出水水質變差,這時需要對濾料層進行反沖洗,以更新生物膜和釋放截留的固體物質。系統進行反沖洗后又開始進入高效運行階段。 實驗裝置設計如圖  2-1 所示。BAF 為一圓形有機玻璃柱,柱高 116cm,內徑8cm,填料層高度為 90cm;在濾池上部設有溢流口與反沖洗排水口,底部設有處理進水口和反沖洗進水口;距濾池底端  10cm 設有曝氣管,曝氣管前段設有曝氣頭。BAF  以沸石為填充濾料。沸石由鞏義市晟鑫水處理材料有限公司提供,沸石容重 1.4kg/m3,表觀密度  1.8~2.2kg/m3,比表面積≥500m2/g,空隙率≥50%,鹽酸可溶率<0.1%,抗壓強度>4MPa,摩擦損失率<0.5%。 
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2.2 實驗試劑 
CIP(純度為 99%),NOR(純度為 98%),均購自百靈威公司。甲醇、乙腈為色譜純,購自美國 Sigma-Aldrich 公司。碳酸鈉、碳酸氫鈉、鹽酸、氫氧化鈉、磷酸和乙二胺四乙酸二鈉(Na2EDTA)均為分析純,購自國藥集團化學試劑有限公司。實驗所需溶液的配制方法如下: (1)CIP 貯備液:精確量取 CIP 標準品 100mg 于 100mL 容量瓶中,配制成 CIP的標準儲備液,濃度為 1g/L,置于 4?C 冰箱保存。使用時,用高純水稀釋到所需濃度。 (2)NOR 貯備液:精確量取 NOR 標準品 20mg 于 100mL 容量瓶中,配制成 CIP的標準儲備液,濃度為 200mg/L,置于 4?C 冰箱保存。使用時,用高純水稀釋到指定濃度。 (3)Na2CO3標準液:準確稱取 19.08g Na2CO3于 500ml 燒杯中,充分溶解用去離子水定容至 500mL,得 0.36mol/L 的 Na2CO3儲備液。準確吸取 10ml  Na2CO3儲備液用超純水稀釋定容至 1000mL 容量瓶,即為 3.6mmol/L 的 Na2CO3標準液 (4)NaHCO3標準液:準確稱取 25.22g Na2CO3于 500ml 燒杯中,充分溶解用去離子水定容至 500mL,得 0.6mol/L 的 Na2CO3儲備液。準確吸取 10ml  Na2CO3儲備液用超純水稀釋定容至 1000mL 容量瓶,即為 6.0mmol/L 的 Na2CO3標準液 (5)NO2-標準溶液:準確稱取 0.1848g 的 KNO2于 100ml 燒杯中,充分溶解用去離子水定容至 100mL,得 1000mg/L 的 NO2-儲備液。 (6)NO3-標準溶液:準確稱取 0.1629g  的 KNO3于 100ml 燒杯中,充分溶解用去離子水定容至 100mL,得 1000mg/L 的 NO2-儲備液。 (7)流動相儲備液液:用純水配制 0.025mol/L  磷酸溶液,用三乙胺調節 pH=2.5后定容至 500mL,將配制好的 0.025mol/L  磷酸溶液同 HPLC 純的乙腈以體積比50:50 進行混合,混合液即為流動相儲備液。 
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第三章   CIP-ARGs 在 BAF 中的行為特征及演變規律 ......... 30 
3.1   實驗材料 .......... 30 
3.1.1   實驗試劑........ 30 
3.1.2   儀器設備........ 30 
3.1.3   緩沖液的配制 ....... 31
3.2   實驗方法 .......... 31
3.3   結果與討論 ...... 35     
3.3.1  生物膜中 CIR-ARGs 的檢測 ........ 35     
3.3.2  出水中 CIR-ARGs 的檢測..... 38         
3.3.3 CIP 與 CIP-ARGs 相關性分析 ...... 40
3.4  本章小結 .......... 41 
第四章   BAF 生物膜中微生物群落的研究 ....... 43 
4.1   實驗用品 .......... 43
4.2   實驗方法 .......... 44
4.3   結果與討論 ...... 49
4.4   本章小結 .......... 55 
第五章   結論與建議 ...... 57 
5.1   結論 .......... 57 
5.2  展望 .... 58 
 
4.4   本章小結
 
本章主要討論了 DO、CIP、氨氮對生物膜中微生物群落結構的影響,實驗結論如下: 
(1)高通量測序結果表明,曝氣生物濾池中優勢菌屬為 Proteobacteria、Bacteroidetes。其中,運行初期的曝氣生物濾池中優勢菌屬還包括 Cyanobacteria。此外,檢測出的優勢微生物中都不包括反硝化細菌(在屬的水平),這與 BAF 中較差的反硝化作用應相符合 
(2)入水氨氮的不同造成 BAF 中微生物群落結構的差異。2#BAF 中微生物豐度高于 3#BAF,但 3#BAF 中微生物多樣性高于 2#BAF。2 組 BAF 中參與硝化過程的主要微生物為亞硝酸菌屬(Nitrosomonas)和硝化螺旋菌屬(Nitrospira)。同時數據表明,3 號中 Nitrosomonas、Nitrospira 豐度均高于 2 號樣品,這與 3#BAF具有更高的硝化負荷相一致。 
(3)DO 從 5~6mg/L 下降至 1.5~2.5mg/L 時,BAF 中微生物豐度差別不大,但微生物多樣性有所增大。Desulfobacter、  Zoogloea  、Dechloromonas 是 BAF 中三個最主要的菌屬。DO 下降后,Acinetobacter  、Arcobacter  、Sulfuricurvum 的豐度明顯降低,而 Flavobacterium、Thauera、Arenimonas 的豐度明顯上升。 
(4)投加不同濃度 CIP 對 BAF 中微生物群落結構有較大的影響,微生物的多樣性隨著CIP濃度增大先下降后上升。BAF中優勢菌屬為變形菌門(Proteobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidetes)。投加 50μg/L 的 CIP 后,硝化螺旋菌屬(Nitrospirae)的豐度有所下降,但繼續增加 CIP 濃度對其沒有明顯作用。而藍藻門(Cyanobacteria)的豐度在投加 CIP 后明顯下降,表明其對 CIP 的存在較敏感。此外,高濃度 CIP 對綠菌門(Chlorobi)  和綠彎菌門(Chloroflexi)沒有抑制作用,使得其豐度上升。  
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結論
 
本文以曝氣生物濾池作為研究對象,考察了 DO、C/N、CIP 的初始濃度對BAF 中 COD 去除和硝化作用影響,同時檢測其對 CIP 的去除作用,采用熒光定量 PCR 方法定量檢測分析了 4 種 CIP-ARGs 在此過程中的豐度變化,并采用PCR-DGGE 結合高通量測序技術檢測 BAF 中微生物群落結構的變化。主要研究結論如下: 
(1)當 DO 下降時,3 組 BAF 中 COD 的去除率分別平均下降了 9.99%、9.54%、11.64%,但有機物仍可得到較好的去除。而 3 組 BAF 中氨氮平均去除率分別下降 51.8%、51.9%、34.2%,出水中 NH4+-N、NO2-和 NO3-濃度有明顯變化,表明DO 的改變對硝化作用有極大的抑制作用。此外,2 組裝置中 CIP 去除率明顯開始下降,其平均去除率分別下降了 7.9%、9.2%。 
(2)C/N 增大后,BAF 中 COD 去除率都有所增大,COD 去除率上升了17.69%~18.66%。同時,BAF 出水中 NH4+-N、NO2-和 NO3-濃度也有不同程度的改變。出水 NH4+-N,NO2-濃度都有所下降,而出水 NO3-濃度則增大,C/N 值增大在一定程度上促進了硝化反應的進行。同時,CIP 的去除率隨入水 C/N 值增大而有所增大,但增幅較小。 
(3)當進水 CIP 濃度為 0~300μg/L 時,3 組 BAF 中 COD 的去除效果相對穩定。投加 50μg/L 的 CIP,BAF 中硝化過程基本沒有影響。但 CIP 濃度增大到 300μg/L時,NH4+-N 出水濃度增大,表明高濃度 CIP 對氨氧化過程有抑制。同時,CIP的去除率隨著投加 CIP 升高而略有減少。此外,在整個系統運行期間中,3#BAF中的 CIP 去除率都高于 2#BAF,表明硝化反應有利于 CIP 的生物降解率。此外,BAF 中的 TN 去除率較低,反硝化反應較弱,基本可以不考慮反硝化作用。 
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參考文獻(略)
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