DreamBlooms/HansPub-15000-to-45000 huggingface dataset:
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user: 4. 结论 本文使用Sliding Mesh方法对以600 km/h速度行驶的磁悬浮列车等速交会时的气动力进行了研究，详细分析了列车交会过程中作用在车体上的气动力时均分布，并通过将列车模型分为上下两部分进一步分析了列车气动升力不稳定性的振动来源。具体结论如下： 1. 在磁悬浮列车明线运行过程中，气动升力是影响列车稳定运行的主要因素。头车受到的气动阻力和气动升力在数值上十分接近，但是气动升力具有强烈的振荡性，升力系数的振荡幅值约为0.2；中车受到的气动阻力仅约为头车的1/3，气动升力系数约为0.1，但是仍表现出明显的振荡性；尾车受到的气动阻力略大于头车，但是受到的气动升力最为剧烈，升力系数达到0.6左右，由此可以推断TR08型磁悬浮列车不适合在600 km/h的速度下行驶。 2. 磁悬浮列车交会过程中，气动阻力变化与气动升力和侧向力的变化并不同时发生，气动阻力的变化时间较短，且对于头车而言，气动阻力的变化提前于气动升力和侧向力的变化；对于尾车而言，气动阻力的变化滞后于气动升力和侧向力的变化。 3. 磁悬浮列车气动升力的振荡性主要来源于列车底部，列车上半部气动升力系数曲线平滑，下半部气动升力曲线震荡明显。明线运行过程中，头车上半部的气动升力为正值，下半部的气动升力为负值，二者成反向耦合作用；中车上下两部分所受气动升力较小，成反向耦合作用；尾车上部分和下部分所受升力均为正值，在二者的正向耦合作用下，尾车所受气动升力最为剧烈。 4. 列车交会时对列车下半部分的气动升力的影响大于列车上半部分，列车下半部的波动幅值大于上半部，整车气动升力系数波动曲线与列车下半部气动升力系数波动曲线的变化趋势相同。
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user: 摘要 实现绿色可持续发展，离不开企业、政府、民众的共同努力。因此本研究基于演化博弈构建了政府、企业和居民的三方博弈模型，通过运用复制动力学系统的相关原理分析纳什均衡，并进行数值仿真验证结果，得出结论：在此三方博弈模型中，对于企业进行的污染治理策略，政府监管占据主导作用，而民众监督作用仅起到辅助作用；民众监督意愿受到多方因素的共同影响，在对政府和企业的决策中也能起到一定的积极作用。同时提出建议：建议政府加大对排污企业的监管力度，并开设更多的监督举报渠道、完善相关民众举报奖励制度等，提高民众监督的积极性，促使企业执行环境治理策略。
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user: 1. 引言 2021年《政府工作报告》中指出 [ 1 ]，我国的环境治理已取得初步成效，但环境污染治理问题依然不可小觑，仍要继续加强污染防治和生态建设工作，要持续改善环境问题，贯彻落实可持续发展战略，巩固前期绿水、青山、蓝天保卫战的成果，积极促进生产生活方式向可持续绿色发展转型。在国家政策的号召下，企业和政府也纷纷加入环境治理的行动中。但仅仅依靠企业的自主防治和政府的监管措施，都无法很好地维持绿色低碳可持续发展，因此要借助民众舆论监督力度辅助实施。
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user: 2. 文献综述 通过研读过往学者研究成果不难发现，大多数学者在研究环境治理问题时多采用博弈方法进行分析。潘峰等研究地方政府之间在环境治理管理规制中的演化博弈 [ 2 ]，提出了地方政府的环境规制策略不会受到政府间外部因素的影响，地方政府的环境规制成本等是影响地方政府环境规制策略的重要因素。张学刚和钟茂初通过对政府环境监管和企业污染间的博弈问题进行分析研究 [ 3 ]，提出了现有博弈分析中大多忽视了环境污染给地方政府和排污企业带来的声誉损失而带来的分析缺陷，并提出增加排污企业的声誉成本和地方政府消极治理的声誉损失有利于改善环境治理现状。魏莉、陈伟达等 [ 4 ] 引入环保第三方监督构建演化博弈模型研究环保第三方监督下钢铁企业的碳减排行为及其演化动态，分析地方政府资金支持、碳减排补贴和不定期监管对演化均衡策略的影响。陶建格、薛惠锋等 [ 5 ] 根据系统工程和环境经济学相关理论，运用演化博弈理论方法，建立了一个环境治理博弈的演化博弈均衡模型，分析了参与博弈主体的动态演变过程，并得出监管成本、处罚力度，以及企业的社会责任是影响环境治理状况演变的关键因素。郑君君、闫龙等 [ 6 ] 运用演化博弈理论研究环境污染引发群体性事件的博弈过程及相关的利益冲突，并考虑当群体间存在信息交互时，监管部门采用舆情引导的情况下环境污染群体性事件的演化特征；其次，运用优化理论探讨了监管部门从长远的角度考虑整体利益时应如何解决环境污染事件。赖小君等运用演化博弈的方法构建了政府、煤炭企业、矿区居民的演化博弈模型 [ 7 ]，通过求解混合策略纳什均衡，运用数值仿真研究其演化稳定策略。杨洋洋、谢雪梅构建网络谣言监管的博弈模型 [ 8 ]，运用了系统动力学的方法对模型进行了仿真分析。 通过分析关于环境治理决策的论文，我们不难发现：现有关于环境治理决策互动分析的模型多使用两方博弈的方法分析，只有少数学者研究三方博弈过程，更鲜有学者将居民、政府与企业放在同一三方博弈过程中进行研究。 上述学者们对环境治理的相关主体之间的博弈分析研究中，理论扎实，逻辑严密，并对相应的结论进行仿真分析和实证分析，其方法和思想对本文的研究提供了极大地借鉴意义。但是，对于环境治理，仅仅研究政府和企业两大主体的博弈过程是不够的，环境治理与当地人民的生活息息相关，当地居民既会对政府监管措施是否落实进行监督，对企业的积极污染也会有一定的促进作用，这对政府和企业做出决策具有一定的影响。基于此，本研究在政府、企业的基础上引入居民作为第三个主体，运用演化博弈的理论，构建三方博弈模型，通过软件进行模型仿真分析，探究影响环境治理的关键因素，从而对环境治理提出建议。
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user: 4. 结论与建议 通过上述对演化博弈模型的分析我们可以得到以下结论： 1) 从演化均衡影响因素分析，政府进行监管的概率与企业的净化成本、企业的净化排污收益及政府对企业的直接排污收取罚款数额呈正相关，与民众获得企业污染补偿款呈负相关；企业积极治污的概率与企业净化成本、企业排污达标收益、民众监督成本及政府收取企业罚款呈正相关，与企业给予民众补偿及政府给予民众监督鼓励呈负相关；当地居民参与监督的概率与企业给居民的污染补偿、政府监管成本、政府环境绩效及政府形象呈正相关，与居民监督成本、政府给居民的监督奖励、企业净化成本及企业治理收益呈负相关。 2) 从仿真数值模拟分析，政府对排污企业进行监管的概率和排污企业净化排污概率会互相影响彼此演化行为的稳定性。首先，在政府监管概率和当地居民监督概率对企业净化排污的影响分析中，我们发现政府进行监管的概率越大，企业越倾向于净化排污；同时，当地居民的监督概率对企业是否净化排污的概率并没有产生较大影响，因此说明在本次博弈模型中，政府监管占据主导地位，而居民监督作用占据次要地位。其次，在影响企业净化排污决策的相关因素影响分析中，我们不难发现当企业对民众补偿力度、政府对企业净化排污的补贴力度和对企业直接排污的罚款力度，这三个因素影响越大时，企业达到净化排污稳定策略的用时越少；当企业净化成本越大，企业达到净化排污稳定策略的用时越多。 通过上述三方博弈模型分析我们不难得出，既要实现政府、排污企业和当地居民三方利益最大化，又要坚持绿色可持续发展，政府监管是解决绿色发展问题的关键，民众监督是解决绿色发展问题的重要辅助。对此我们提出以下建议： 对于政府而言，政府应该从社会舆论宣传入手，提高全民环保意识，为此要尊重维护公众的知情权，鼓励民众积极参与对企业排污的监督行动中。政府应加大执法力度，落实执法主体的责任制，对于排污超标企业要加大处罚力度。政府自身还应将环境治理、企业净化排污纳入政府的政绩考核之中，促进政府积极监管。 对于企业而言，企业不仅要具备环保意识、绿色发展意识，而且要在行动上履行绿色发展，保护生态环境的责任。对此，企业要加强环保宣传和培训教育，提高员工环保意识，环境保护意识是做好环保工作的关键。好的环境保护意识，可以让各个岗位的人员在不同的岗位上发挥积极的作用。企业可建立健全环保责任制，结合政府环保部门核定的排污总量、企业生产装置技术水平和环保装置的处理能力，合理确定自己的环境保护指标目标，并将环保目标层层分解，逐级签订环境保护责任书。环保责任书应指标化，并每月考核，考核结果与考核单位负责人及员工工资、奖金挂钩，将环保责任落到实处。 对于居民而言，居民监督意愿虽受到多方因素共同影响，但在对政府和企业的决策中也能取到一定的积极作用，政府应该对民众监督行为予以奖励，并开设更多的监督举报渠道、完善相关民众举报奖励制度等，提高民众监督的积极性。 当前，在国家绿色发展政策的号召下，民众对美好生态环境的渴望越发迫切，在全面推进绿色可持续发展和新能源生产革命的高质量经济发展模式下，企业必须坚定不移地走绿色可持续发展道路才是新的生存之道。
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user: 摘要 研究了S型波纹管膜片的非线性稳定性问题，运用拟壳法将S型波纹管膜片当作有初挠度的圆环薄板的复合结构，利用薄壳的非线性弯曲理论，得到S型波纹管膜片在动静载荷作用下的非线性动力学方程组。在边界条件、连续条件下用Galerkin得到膜片非线性系统的受迫振动方程。用Floquet指数判断了该系统发生分叉的条件，讨论了系统在平衡点领域的稳定性问题。
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user: 1. 引言 波纹管是密封系统中重要的密封元件，有着可以弥补动磨损等因素导致的轴向位移等特点，所以，波纹管干气密封也广泛应用于各种工业领域 [ 1 ]。但由于波纹管结构复杂，计算难度较大，刘静等 [ 2 ] 通过建立波纹管有限元模型，对比分析了单双层U型波纹管在液压胀形过程中的变形情况。高洪彪 [ 3 ] 通过数值模拟的方法对横向载荷作用下波纹管的变形情况进行了分析研究。阿斯耶姆·肖开提等 [ 4 ] 利用有限元分析了波纹管在机械密封中温度和应力变化。Ghader等 [ 5 ] 采用有限元法对某金属波纹管进行了数值模拟，并最终得到了最佳的设计参数。Krovvidi等 [ 6 ] 根据EJMA标准完成了高温下波纹管的初步设计，解决了波纹管的疲劳、面内、柱内失稳等破坏模式。随后，根据RCC-MR给出的准则，使用有限元分析对初步设计进行了分析验证。Hu [ 7 ] 在钱伟长研究基础上给出了，并研究了制作方法等原因引起的波纹管的厚度分布变化对波纹管刚度的影响。Chand等 [ 8 ] 通过板理论和梁理论对不同的波纹管在轴向载荷下的弯曲变形情况进行了研究分析。李树勋等 [ 9 ] 通过运用Ansys建立了U型波纹管模型，研究了波纹管在受到外压载荷和拉压位移载荷的作用下的波纹管的疲劳特性，以及在外载荷作用对波纹管疲劳寿命的影响进行了分析。宋林红等 [ 10 ] 通过疲劳模型的建立，运用Smith-Watson Topper法研究了了U型波纹管在不同工况下的疲劳寿命情况。王占彬 [ 11 ] 等通过模仿工作中的边界条件，运用数值分析的方法研究了波纹管的稳定性等问题。韩明君 [ 12 ] 等通过数值解析的方法运用拟板法及Floquet指数法，对波纹管的稳定性问题进行了研究分析。P. Dinesh Babu [ 13 ] 等通过有限元的方法对金属波纹管在其静态下的性能进行了分析研究，同时考虑了温度因素对性能的影像。Aleksander K [ 14 ] 等通过得出控制方程，采用Lagrange基本原理以及有限差分法对波纹管的应力应变的问题进行了分析研究。 以上运用多种方法对波纹管的不同问题进行了分析研究，但对S型波纹管膜片的稳定性问题的分析研究的相对比较少。文章通过研究波纹管在动静载荷下的状态，分析了S型波纹管的稳定性，并对在平衡点处的稳定性做出了分析。
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user: 3. 受迫振动方程 由S型波纹管的非线性弯曲可知W j 和S j 。 W j ( 1 ) ， W j ( 2 ) ， W j ( 3 ) ， W j ( 4 ) 比较繁长，这里不再进行展开。 S j ( 1 ) = 1 x ( − 1 12288 a Q 1 2 x 8 − 1 384 a Q 1 c 14 x 6 − 1 64 a x 4 Q 1 c 15 − 1 32 a x 4 c 14 2 − 1 2 a c 14 c 15 ln ( x ) x 2   + 1 4 a c 14 c 15 x 2 + 1 2 a c 15 2 ln ( x ) ) + 1 2 c 16 x + c 17 x (19) S j ( 2 ) = 1 x ( − 1 12288 a Q 1 2 x 8 + 1 192 a x 6 k Q 1 − 1 384 a Q 1 n 14 x 6 − 1 120 a Q 1 ϕ 1 x 5 − 1 64 a x 4 Q 1 n 15   + 1 8 a x 4 k n 14 − 1 32 a x 4 n 14 2 + a n 15 ln ( x ) k x 2 − 1 2 a n 15 k x 2 − 1 2 a n 14 n 15 ln ( x ) x 2   + 1 4 a n 14 n 15 x 2 − 1 3 a n 14 ϕ 1 x 3 + 2 a n 15 ϕ 1 x + 1 2 a n 15 2 ln ( x ) ) + 1 2 n 16 x + n 17 x (20) S j ( 3 ) = 1 x ( − 1 12288 a Q 1 2 x 8 − 1 192 a x 6 k Q 1 − 1 384 a Q 1 m 14 x 6 + 1 120 a Q 1 ϕ 1 x 5 − 1 64 a x 4 Q 1 m 15   − 1 8 a x 4 k m 14 − 1 32 a x 4 m 14 2 − a m 15 ln ( x ) k x 2 + 1 2 a m 15 k x 2 − 1 2 a m 14 m 15 ln ( x ) x 2   + 1 4 a m 14 m 15 x 2 + 1 3 a m 14 ϕ 2 x 3 − 2 a m 15 ϕ 1 x + 1 2 a m 15 2 ln ( x ) ) + 1 2 m 16 x + m 17 x (21) S j ( 4 ) = 1 x ( − 1 12288 a Q 1 2 x 8 − 1 384 a Q 1 h 14 x 6 − 1 64 a x 4 Q 1 h 15 − 1 32 a x 4 h 14 2 − 1 2 a h 14 h 15 ln ( x ) x 2   + 1 4 a h 14 h 15 x 2 + 1 2 a h 15 2 ln ( x ) ) + 1 2 h 16 x + h 17 x (22) 通过边界条件可求得S型波纹管膜片在动载荷下的挠度： W d = ( 1 2 x 4 + h 21 x 2 + h 22 ln x + h 23 ) f ( t ) (23) 将W j ，W d 带入方程(13)得到S d ，再将W j ，W d ，S d ，S j 带入方程(12)通过Glalerkin法并化简后可得： d 2 f ( t ) d t 2 + φ 0 d f ( t ) d t + φ 1 f ( t ) + φ 2 f 2 ( t ) + φ 3 f 3 ( t ) = g cos ( Ω t ) (24) 令 φ 1 = ω 2 ，取 t = ω τ ， f ( t ) = ω φ 3 η ( τ ) 。 由(24)可得到S型波纹管膜片线性系统的受迫振动方程： d 2 η ( τ ) d τ 2 + α ′ d η ( τ ) d τ + η ( τ ) − χ ′ η 2 ( τ ) + η 3 ( τ ) = g ′ cos ( Ω ω τ ) (25) 其中 α ′ = φ 0 ω ， χ ′ = − φ 2 ω φ 3 ， g ′ = g φ 3 ω 2 。
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user: 4. 对自由振动方程求解 方程(25)的等价方程为： { η ′ 1 ( τ ) = η 2 ( τ ) η ′ 2 ( τ ) = − α ′ η 1 ( τ ) − η 3 ( τ ) + χ ′ η 1 2 ( τ ) − η 1 3 ( τ ) + g ′ cos ( Ω ω τ ) (26) 令方程(26) α ′ = 0 和 g ′ = 0 ，则方程为： { η ′ 1 ( τ ) = η 2 ( τ ) η ′ 2 ( τ ) = − η 3 ( τ ) + χ ′ η 1 2 ( τ ) − η 1 3 ( τ ) (27) 得该系统的Hamilton初积分为： H ( η 1 ( τ ) ， η 2 ( τ ) ) = ( η ′ 1 ( τ ) ) 2 2 + η 1 2 ( τ ) 2 − χ ′ 3 η 1 3 ( τ ) + 1 4 η 1 4 ( τ ) (28) 另H = 0，则(28)可以化简为： η 2 2 = ( η ′ 1 ) 2 = − η 1 2 + 2 3 χ ′ η 1 3 − 1 2 η 1 4 (29) 对(29)求解可得： d η 1 ( τ ) d τ = ± η 1 − η 1 2 2 + 2 3 χ ′ η 1 − 1 ，则 τ = ± ( arcsin 2 3 χ ′ η 1 − 2 | η 1 | 2 3 χ ′ − 2 ) 令 u = 2 3 χ ′ ， v = ( 2 3 χ ′ ) 2 − 2 = u 2 − 2 ，则 τ = ± ( arcsin u η 1 − 2 v η 1 + C ) 。 取C = 0，可以得到： η 1 ( τ ) = 2 u ± v sin τ ， η 2 ( τ ) = ∓ 2 v cos τ ( u ± v sin τ ) 2 经验证： ( η 1 ( τ ) ， η 2 ( τ ) ) = ( 2 u + v sin τ ， − 2 v cos τ ( u + v sin τ ) 2 ) ( η 1 ( τ ) ， η 2 ( τ ) ) = ( 2 u − v sin τ ， 2 v cos τ ( u − v sin τ ) 2 )
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user: 5. 研究平衡点处的稳定性 在不存在外激励情况下( g ′ = 0 )，可将方程(25)看作是： { η ′ 1 ( τ ) = η 2 ( τ ) η ′ 2 ( τ ) = − α ′ η 2 ( τ ) − η 1 ( τ ) + χ ′ η 1 2 ( τ ) − η 1 3 ( τ ) (30) 令 { f 1 ( η 1 ， η 2 ) = η 2 ( τ ) f 2 ( η 1 ， η 2 ) = − α ′ η 2 ( τ ) − η 1 ( τ ) + χ ′ η 1 2 ( τ ) − η 1 3 ( τ ) ； Jacobi矩阵是： [ ∂ f 1 ∂ η 1 ∂ f 1 ∂ η 2 ∂ f 2 ∂ η 1 ∂ f 2 ∂ η 2 ] = [ 0 1 − 1 + 2 χ ′ η 1 − 3 η 1 2 − α ′ ] 显然在 2 ≤ χ ′ 有三平衡点， ( 0 ， 0 ) ， ( α ″ 2 ± ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 。 以下依据Floquet指数来分析平衡点处的稳定性 1) 在平衡点是 ( 0 ， 0 ) 情况，Jacobi矩阵为 [ 0 1 − 1 − α ′ ] 。 特征方程是 | 0 − δ 1 − 1 − α ′ − δ | = 0 ，解得 δ 1 ， 2 = − α ′ ± ( α ′ ) 2 − 4 2 。 在 0 < α ′ < 2 的情况下， δ 1 ， 2 = − α ′ 2 ± i 1 − ( α ′ 2 ) 2 是不等的复数，复平面上有稳定交点，图3。 图3. 相图( 0 < α ′ < 2 ) 在 α ′ = 2 的情况下， δ 1 ， 2 = − 1 是相等负数，平衡点是临界结点，图4。 图4. 相图( α ′ = 2 ) 在 α ′ > 2 的情况下， δ 1 ， 2 = − α ′ 2 ± ( α ′ 2 ) 2 − 1 是不等负数，平衡点是稳定结点，图5。 图5. 相图( α ′ > 2 ) 在 α ′ = 0 的情况下， δ 1 ， 2 = ± i 是纯虚数，求得曲线是极限环，图6。 图6. 相图( α ′ = 0 ) 2) 在平衡点 ( χ ′ 2 + ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 处 Jacobi矩阵是 [ 0 1 4 − ( χ ′ ) 2 − χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 2 − α ′ ] ，特征方程是 | 0 − δ 1 2 − ( χ ′ ) 2 2 − χ ′ 2 ( χ ′ ) 2 − 4 − α ′ − δ | = 0 ，解得 δ 1 ， 2 = − α ′ ± ( α ′ ) 2 + ( 8 − 2 ( χ ′ ) 2 − 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 ) 2 。 在 0 < α ′ < − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 − 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 情况下， δ 1 ， 2 = − α ′ 2 ± i 2 − ( α ′ ) 2 − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 + 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 是不等复数，复平面有稳定交点； 在 α ′ = − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 + 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 情况下， δ 1 ， 2 = − α ′ 2 是相等负数， ( χ ′ 2 + ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 是临界结点； 在 α ′ > − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 + 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 情况下， δ 1 ， 2 = − α ′ ± ( α ′ ) 2 − ( 8 − 2 ( χ ′ ) 2 + 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 ) 2 是不等负数， ( χ ′ 2 + ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 是稳定结点； 在 α ′ = 0 情况下，特征根 δ 1 ， 2 = ± i − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 + 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 是纯虚数，有Hopf分岔。 3) 在平衡点 ( χ ′ 2 − ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 处 Jacobi矩阵 [ 0 1 4 − ( χ ′ ) 2 + χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 2 − α ′ ] ， ( χ ′ 2 − ( χ ′ 2 ) 2 − 1 ， 0 ) 处的特征根是 δ 1 ， 2 = − α ′ ± ( α ′ ) 2 − 8 + 2 ( χ ′ ) 2 − 2 χ ′ ( χ ′ ) 2 − 4 2 。 δ 1 ， 2 是不等负数，平衡点是稳定结点。
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user: 6. 小结 1) S型波纹管非线性力学自由振动方程，准确解 ( η 1 ( τ ) ， η 2 ( τ ) ) = ( 2 u + v sin τ ， − 2 v cos τ ( u + v sin τ ) 2 ) ( η 1 ( τ ) ， η 2 ( τ ) ) = ( 2 u − v sin τ ， 2 v cos τ ( u − v sin τ ) 2 ) 2) S型波纹管在动静载荷下，平衡点 ( 0 ， 0 ) 处，在 0 < α ′ < 2 的情况下，根是不等复数，有稳定的交点；在 α ′ = 2 的情况下，根是相等负数，平衡点是临界点；在 α ′ > 2 的情况，根为不等负数，平衡点为稳定结点；在 α ′ = 0 的情况下，发生Hopf分岔。
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user: 摘要 多环芳烃化合物因广泛使用，在环境水体中经常检出，故急需研究其去除技术。本实验以过碳酸钠(SPC)构建光助均相氧化体系，以萘为模型化合物，以高效液相色谱法(HPLC)为实验方法，对ZnO + UV、ZnO + 过碳酸钠、UV + 过碳酸钠、UV + ZnO + 过碳酸钠四个降解系统进行了筛选。实验得到过碳酸钠 + UV体系为四者中最佳。采用单因素和正交实验对该体系的降解能力进行优化。通过对过碳酸钠投加量、萘母液浓度、UV照射时间以及pH对萘降解效率影响的研究，得出过碳酸钠 + UV体系中最佳反应条件为：过碳酸钠投加量0.267 g，萘母液浓度0.5 mg/mL，UV照射时间30 min，pH = 6.0。经验证，在此条件下，萘的降解率达到最高。实验表明，UV强化过碳酸钠催化萘降解体系可以有效降解水中的萘，并且降解率较高。此外，该方法较好地克服了当下化学降解法对环境的污染困境，有广阔的发展前景。
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user: 1. 引言 多环芳烃化合物(polycyclic aromatic hydrocarbons， PAHs)是指含有两个及以上的苯环的碳氢化合物，广泛存在于自然界中，包括煤和石油的燃烧、香烟和熏物产生的烟雾 [ 1 ]。Sanders等 [ 2 ] 对美国乔治亚州的Savannah河进行了沉积物种的PAHs的分析，发现在距离Savannah的城市的上游、中游和下游PAHs的质量分数变化范围为29~5375 ng/g，而其最高峰值出现在离城市较近的工业区内，由此判断多环芳烃的来源主要是石油等的热解。根据张俊叶等 [ 3 ] 在2000~2016年之间的统计，我国各地区的PAHs含量不平均，其中含量最高的是我国西北和西南地区。此外，吴迪等 [ 4 ] 对河北邯郸钢铁冶炼区周边的表土样品，利用同分异构体特征比值进行了初步源分析，显示煤与生物质燃烧和交通燃油(尾气)是当地PAHs的主要混合排放源。同样地，吴志远等 [ 5 ] 在污染场地的表层土壤的130个采样点中，研究得出场地的表层土壤PAHs普遍超标，污染呈片状，其中含量最大的采样点位于焦化厂。1979年，美国环保局 [ 6 ] (USEPA)公布了优先监测污染物，其中包括16种多环芳烃。而萘(C 10 H 8 )作为典型的多环芳烃污染物，是USEPA公布的十六种优先监测污染物之一，其同时也被列进我国《重点环境管理危险化学品名录》 [ 7 ]。虽然萘的毒性低于其他PAHs，但其在石油污染场地中有较高的检测浓度，故成为典型的SVOCs，甚至具有更大危害 [ 8 ]。环境中的萘可能被植物富集，通过食物链进入到人体中，也可能通过呼吸等途径进入人体系统，造成生殖发育损坏，引发肺癌、皮肤癌等危重症 [ 9 ]。与其他多环芳烃污染物一样，萘具有强烈的“三致性”，即致癌性、致畸性和致突变性 [ 10 ]。因此，研究萘的降解对于环境的保护有重要的积极意义。 现阶段萘的修复方法主要分为物理修复、化学修复和生物修复。其中物理修复包括空气扰动技术、吸附技术等；化学修复法主要包括化学氧化修复、化学淋洗修复 [ 11 ]。另外，还有近年来被广泛应用的植物修复和微生物修复等方法。然而，传统的物理修复虽然长久以来被广泛使用，但是对污染物的去除并不完全，造成的遗留易产生二次污染；化学修复虽然成本低效率高，但化学淋洗液容易给环境带来二次污染 [ 12 ]。因此，同时满足高效和环保的化学修复方法亟待研究。 过碳酸钠(SPC)又称固体过氧化氢，作为固体类Fenton试剂，其自身具有较高的氧化性，与Fe (II)反应会生成羟基自由基，由此可以氧化大部分的有机化合物，因此在水污染修复领域中受到广泛的关注 [ 13 ]。目前，过碳酸钠在降解菊酯类农药 [ 14 ]、DDTs和罗丹明B [ 15 ] 等方面都展现出良好的降解能力。 ZnO薄膜是一种宽禁带的半导体材料，具有优异的电学性能，其成本低廉、环保并且有原材料丰富等巨大优势 [ 16 ]，在降解领域有较好的表现。 光助降解体系近年来有较好发展。早在2009年，Wang [ 17 ] 等人已经率先发现石墨相氮化碳(g-CsN 4 )在可见光下有较好的产氨性能，使其降解，刘芃岩 [ 18 ] 等调查到光降解是自然环境中多溴联苯醚(PBDEs)降解的主要途径之一，然而在其过程中容易产生毒性更高的溴代二噁英，有机物光降解产生的产物，如营养盐和痕量金属等物质，也被证实还会进一步影响水体中的生物地球化学过程 [ 19 ]。本研究针对归类于化学修复法的光催化反应，进行体系筛选和单因素的优化。该种反应类型是利用光能进行物质转化，能在较为温和的条件下将有机物进行较为彻底的分解，其理论的降解产物为CO 2 和H 2 O，不会对环境造成二次污染，是当前有望解决日益严重的废水问题的新型方法之一。
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user: 4. 结论 1) 本实验通过体系筛选确定了萘的最佳降解体系为UV强化过碳酸钠催化降解体系，说明过碳酸钠的光降解性能优良，对于萘的适用性佳。 2) 萘的降解与体系中的过碳酸钠投加量、萘母液浓度、UV照射时间、pH对于降解效果具有一定的影响，在过碳酸钠投加量0.267 g，萘母液浓度0.5 mg/mL，UV照射时间30 min，pH = 6.0的条件下对萘有良好的降解效果。 3) UV强化过碳酸钠体系可以有效地去除水中的萘，萘的降解率较高。且在溶液初始pH偏酸性时有较高的去除率。 4) 超声强化过碳酸钠催化萘降解的体系中，起氧化效果的是过碳酸钠和UV的联合作用。
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user: 摘要 通过烛缸法培养、富集、分离，获得4株具有较高脱氮除磷效率的反硝化聚磷菌N-1、N-2、N-3和N-4。4株菌剂和混合菌的脱氮率均大于60%，除磷率均大于70%。采用16S rDNA结合生理生化特性的方法确定了4株分别为善变副球菌属Paracoccus versutus和Paracoccus sp.，假单胞菌属Pseudomonas sp.，枯草杆菌Bacillus sp.。混合菌与吸附填料粉煤灰、微生物营养剂等物质混合组成微生物复合制剂，投加0.8 g/m 3 最佳投加量到模拟河道水体中，氨氮、硝氮、总氮、总磷以及COD降解率分别为84.6%、83.4%、81.4%、87%和42.2%。水质明显得到改善，达到GB 3838-2002中V类地表水水质指标。
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user: 1. 引言 随着工业的高速发展，水体富营养化已经成为日趋严重的问题，而引起众多湿地湖库等水体富营养化的主要因素就是氮、磷污染物，N、P污染物的去除是生态修复的主要目标。反硝化聚磷菌(Denitrifying Phosphate Accumulating Organisms， PAOs)在1993年由Kuba [ 1 ] 成功分离筛选出，随后，国内外学者开始对DPAOs进行研究，马放等 [ 2 ] 在实验室通过分离、筛选得到4株理想的高效反硝化聚磷菌。李勇智 [ 3 ] 研究发现反硝化聚磷菌的生长与环境温度、pH值、DO浓度、碳氮比等因素有关。张超 [ 4 ] 通过人工配水确认了最佳脱氮除磷的条件。与传统脱氮除磷技术相比，DPAOs能够在氧或者硝酸盐等物质作为电子受体的条件下，同步完成反硝化(脱氮)和过量吸磷(除磷)作用，将废水中的磷聚集在细胞内以聚磷酸盐的形式储存 [ 5 ]，因而，反硝化除磷技术具有反硝化脱氮时无需碳源、吸磷时无需曝气且排泥量少等优点 [ 6 ] [ 7 ]，已成为当前废水生物处理技术领域的研究热点。到目前为止，国内对于DPAOs、尤其是利用其菌制剂和特殊填料质复合材料用于水体生态修复方面的研究鲜有报道。本文以天津大沽排污河底泥、清净湖底泥作为种泥，培养筛选高效脱氮除磷菌株，通过菌落形态观察、生理生化特性研究和16S rDNA鉴定及序列测定确定该菌的分类地位。将混合菌菌体、粉煤灰、炉渣、矿渣、沸石粉以及微生物营养剂组合形成微生物复合剂应用于水体中氮磷的去除 [ 8 ]。
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user: 2. 材料和方法 2.1. 河道模拟反应器 自行设计加工的小试实验装置，各箱体为有机玻璃材质，包括进水泵、蠕动泵、搅拌器、软管等配件，如图1所示。A、B、C、D 4个相同大小的河道模拟装置反应器，每个反应器大小为：0.7 * 0.4 * 0.5 m，有效水深为0.45 m，水流量设置为15 L/h，水力停留时间7 d。通过两个相同大小的反应器模拟河道废水脱氮除磷对比实验。A、B、C、D四套装置中，A、B、C、D分别投加微生物复合剂为0.4 g/m 3 、0.6 g/m 3 、0.8 g/m 3 、1 g/m 3 。每套装置前端有一个反应室，微生物复合剂投入反应室，里面设置搅拌器，将微生物复合剂与河水搅拌均匀，水体在反应室中通过溢流进入水槽中。 图1. 模型河道反应器 2.2. 分离培养基 反硝化菌培养基；缺磷培养基；富磷培养基；富集培养基：LB培养基，微量元素成分配制见文献 [ 9 ]。异染粒染色剂，PHB (聚-B-羟基丁酸)染色试剂配制及方法见文献 [ 7 ]。 2.3. 方法 2.3.1. 反硝化聚磷菌的分离与筛选 取10 g底泥样品，加入90 mL反硝化分离培养基，混匀后置于缺氧条件中28℃富集培养5 d后转接于另一含有反硝化培养基的烧瓶中，5 d后，从反硝化分离培养基中选取菌液，以最佳稀释浓度10 −3 ~10 −5 倍稀释涂布于富集培养基上，稀释涂布进行分离，28℃烛缸法 [ 10 ] 培养7 d后挑菌。挑取平皿中不同形态特征的单菌落进行平板划线分离，重复多次划线，得到单个菌株。同时以好氧培养作对照，28℃培养3~5 d。 2.3.2. 聚磷菌的分离与筛选 按照微生物实验报道的方法 [ 2 ]，通过吸磷试验、硝酸盐还原产气试验及异染颗粒和PHB颗粒染色辅助检验相结合的方法进行分离菌株的筛选。PHB颗粒和异染颗粒染色观察分别根据文献 [ 11 ] 所述的方法进行。 2.3.3. 脱氮除磷效率的测定 向富磷培养基中加入KNO 3 ，使 NO 3 − -N 含量为100 mg/L，配成富氮富磷培养基。接种培养48 h后测定， NO 3 − -N N和 PO 4 3 − -P 含量变化，计算脱氮率和除磷率。 NO 3 − -N 、 PO 4 3 − -P 、总磷(TP)、总氮(TN)和氨氮(NH 3 -N)等水质指标按《水和废水监测分析方法》第4版进行检测 [ 12 ]。各个数据均为平行样品取平均值得到。 2.3.4. 菌落形态观察及生理生化特性研究 在富集培养基上观察入选菌株的菌落特征，并对菌株进行一系列常规的生理生化实验 [ 13 ]，初步确定菌株的分类地位。 2.3.5. 细菌16S rDNA鉴定及序列测定 细菌DNA提取采用北京百泰克公司的基因组DNA小提试剂盒。使用细菌16S rDNA通用引物上游引物(5’-AGAGTTTGATCTGGCTCAG-3’)和下游引物(5’-AAGGAGGTGATCCAGCC-3’)扩增菌株的16S rDNA。PCR扩增体系(50 mL)：5 mL 10 × Buffer (含Mg 2+ )、4 mL 10 mmol/L dNTP、1 mL 5 U/mL Taq酶、2.5 mL 10 mmol/mL上游引物、2.5 mL 10 mmol/mL下游引物、34 mL ddH 2 O、1 mL模板DNA。PCR反应条件为：95℃ 5 min；95℃ 30 s；55℃ 30 s；72℃ 90 s，30个循环；72℃ 10 min。扩增后的16S rDNA纯化后PCR产物连接到pGEM2T载体上，产物送北京奥科生物技术公司测序。测得的序列提交到GenBank并在国际生物技术信息网中心(NCBI)数据库(http://www.ncbi.nlm.nih.gov/)中进行序列同源性分析，使用ClustalX1.8软件与从GenBank数据库中获得的16S rDNA序列进行多序列比较，确定该菌的分类地位 [ 14 ]。 2.3.6. 微生物复合剂的制作 将筛选获得的菌种进行培养(LB培养基)后收集菌体，菌体、炉渣、矿渣、粉煤灰、沸石粉按照1:2:2:2:1重量比混合均匀，混合剂与微量元素(镁，铁，锰、锌、钙和钼元素)、有机酸盐(柠檬酸钠)、细胞分裂素和维生素等微生物营养剂混合形成微生物复合微生物复合剂 [ 15 ]。
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user: 3. 结果与讨论 3.1. 菌株分离及筛选 3.1.1. 反硝化菌株的分离和筛选 用大沽排污河底泥，清净湖底泥作为种泥加入反硝化培养基于28℃厌氧培养5 d后，转接于另一含反硝化培养基中5 d，直至产生气泡为止，稀释涂布进行分离，28℃烛缸法培养7 d后挑菌，挑取平皿中不同形态特征的单菌落进行平板划线分离，重复多次划线，直至分纯。得到4株菌。对4株菌做进一步研究。 3.1.2. 聚磷菌的分离与筛选 通过硝酸盐还原产气试验及异染颗粒和PHB颗粒染色辅助检验相结合的方法和吸磷试验得到HN-1、N-2、N-3和N-4 4株脱氮除磷菌株。在显微镜下可以看到4株菌既含有异染色颗粒也含有PHB颗粒。 3.1.3. 菌落形态及生理生化实验鉴定结果 N-1菌落：小圆形，透明边缘整齐，光滑稍凸起，无核，湿润，浅黄色，圆形边缘完整，菌体发粘。N-2菌落：小圆形，透明，无核，边缘整齐，光滑稍凸起，圆形边缘完整，白色。N-3菌落：无核，小圆形，透明边缘整齐，中间有突起，圆形边缘完整，白色，革兰氏染色阴性。N-4接触酶反应、氧化酶反应、葡萄糖发酵、淀粉水解等呈阳性，而吲哚反应、柠檬酸反应、硫化氢反应等呈阴性，菌落很大，灰白色或者略带一些黄色，表面典型的粗糙不规则，有很多隆起、皱褶生理生化实验结果见表1。 Table 1 Physiological and biochemical characteristics of the strai 项目 N-1 N-2 N-3 N-4 革兰氏染色 G − G − G − G + 接触酶 + + + + 氧化酶 + + + + 明胶水解 − − + + 淀粉水解 − − + + 乙酰甲基甲醇V.P − − − + 甲基红 + − − − 硫化氢产生 − − − − 吲哚实验 + − − − 葡萄糖产酸产气 + + + − 表1. 4菌株的生理生化特征 3.1.4. 菌株的16S rDNA基因序列以及菌种鉴定 以菌株N-1、N-2、N-3和N-4的DNA为模版，扩增菌株的16S rDNA基因序列，分别得到长约1376 bp，1379 bp、1478 bp和1452 bp左右的16S rDNA片段。将其序列已经上传GenBank，数据库，并与数据库中序列进行Blast比对，其N-1、N-2序列与善变副球菌Paracoccus versutus和Paracoccus sp.同源性达99%。N-3序列与假单胞菌属Pseudomonas sp.同源性达99%。N-4序列与枯草杆菌Bacillus sp.同源性达99%。 根据细菌的菌落形态以及生理生化实验结果，结合《常见细菌系统鉴定手册》 [ 16 ] 以及《伯杰细菌鉴定手册》(第8版) [ 10 ] 中相关描述，N-1和N-2为Paracoccus versutus和Paracoccus sp.，属于善变副球菌属，N-3为Pseudomonas sp.属于假单胞菌属，N-4为Bacillus sp.属于枯草杆菌。 3.2. 脱氮除磷效率的测定 四株菌剂混合菌分别接种于LB培养基中，在30℃、140 rpm/min的摇床上过夜培养，收集菌体后用蒸馏水洗涤离心，重悬于1.1中富氮富磷培养基中，在30℃，摇床中扩大培养。起始 NO 3 − -N 含量为100 mg/L， PO 4 3 − 含量为13.65 mg/L。实验测得菌株N-1、N-2、N-3、N-4和混合菌在24 h、48 h和72 h的OD值见图2。在48 h微生物OD值最高，同时测定脱氮除磷能力，4株菌和混合菌的脱氮率分别为73%、78%、69%、68.9%和84.3%，均大于60%，除磷率分别为78%、81%、72%、73%和86.3%，均大于70% (见图3)。可见这4株菌及混合菌均有较强的脱氮除磷作用，其中混合菌的降解效果最好，对氨氮和磷的去除率均大于84%以上。 图2. 反硝化聚磷菌的菌体浓度随时间变化 图3. 反硝化聚磷菌的脱氮除磷效率 3.3. 微生物复合剂对河道水体污染物去除效果 连续运行1个月，对河道水体氨氮、硝氮、TN、TP和COD进行检测，由图4可以看出，随着微生物复合剂投加量由0.4 g/m 3 到0.8 g/m 3 的增加，氨氮、TN、硝氮、TP和COD去除效率提高，但是提高到0.8 g/m 3 时，降解率几乎不再提高。因此每吨水体投加0.8 g/m 3 为最佳投加量。微生物复合剂对氨氮、硝氮、TN、TP以及COD去除率分别为84.6%、83.4%、81.4%、87%和42.3%。氨氮、硝氮、TN、TP以及COD由初始的3.2 mg/L、6.4 mg/L、3.1 mg/L、1.2 mg/L和57.5 mg/L分别降到0.49 mg/L、1.06 mg/L、0.58 mg/L、0.16 mg/L和31.2 mg/L。水质明显得到改善，主要水质指标达到地表水V类标准 [ 12 ]。该研究结果为污水治理中的脱氮除磷提供了有效的方法。 图4. 微生物复合剂对河道水质降解效果
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user: 4. 结论 本研究通过分离筛选得到了具有较高脱氮除磷效率的反硝化聚磷菌；利用多项分类技术鉴定：为善变副球菌属Paracoccus versutus、Paracoccus sp.，假单胞菌Pseudomonas sp.和枯草杆菌Bacillus sp.。混合菌与多种吸附填料粉煤灰、炉渣、矿渣以及微生物营养剂等物质混合组成微生物复合制剂，实验表明，投加0.8 g/m 3 最佳投加量的微生物复合制剂到模拟河道水体中，氨氮、硝氮、总氮、总磷以及COD去除率分别为84.6%、83.4%、81.4%、87%和42.2%。水质明显得到改善，达到GB3838-2002中V类地表水水质指标。
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user: 摘要 工业发展带动经济的同时对我们赖以生存的环境产生了污染，造成不利影响，特别是土壤环境。在土壤环境污染问题中，多环芳烃污染较为普遍。本文从多环芳烃的来源、危害、污染现状及修复技术等方面进行论述，借此能够为土壤多环芳烃污染方面的研究提供参考。
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user: 1. 引言 多环芳烃的定义为两个或两个以上苯环或环戊二烯稠合而形成的有机化合物，组合方式包括非稠环型和稠环型。目前经鉴定得到多环芳烃(PAHs)的种类包含数百种，均具有较强致癌作用。考虑到环境中PAHs分布的普遍性、人群暴露和健康风险程度及其毒性等方面，美国国家环境保护局选择16种多环芳烃列为应当关注的优先控制污染物 [ 1 ]，包括萘、苊、二氢、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并[a]蒽、䓛、苯并[b]荧蒽、苯并[k]荧蒽、苯并[a]芘、二苯并[a，h]蒽、苯并[ghi]苝及茚并[1，2，3-cd]芘 [ 2 ]。土壤中多环芳烃污染问题在国内外普遍存在，国外多个国家如英国、日本、德国、美国等均存在不同程度的多环芳烃污染，在我国主要为中低污染水平，但在东部沿海和北部的一些地区(北京、天津、上海等)达到严重污染，平均浓度超过1000 ng·g −1 [ 3 ]。多环芳烃作为持久性有机污染物的一种，在环境中不断积累，通过食物链或直接接触等其他方式将会威胁人类身体健康，我们迫切需要通过利用科学有效的修复方式来治理土壤中的多环芳烃污染问题，目前常用的技术主要包括物理、生物和化学等方面。
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user: 2. 多环芳烃的来源及危害 多环芳烃来源主要可以分为天然源和人为源 [ 4 ]。天然源主要是指自然植物、微生物的生命活动合成、森林火灾以及火山活动 [ 5 ]。PAHs在土壤、植物体中的本底含量范围为10~20 ug/kg [ 6 ]。自然界里的多环芳烃可以通过生物代谢降解、水解、光反应降解等方式减少，从而使含量处在一个相对较低的水平，保持动态平衡。其实人为来源是导致污染的重要因素，主要包括化石燃料(如煤、石油等)的不充分燃烧和使用原油的过程中可能带来的泄漏、排污以及车辆等交通工具排放的尾气等 [ 7 ]。 多环芳烃的危害性主要体现为“三致性”，包括致癌性、致畸性、致突变性 [ 8 ]，直接危害人类人体健康，伤害皮肤和呼吸道。相关文献研究证明得到人体的皮肤、呼吸系统以及消化系统等均可吸收多环芳烃，从而导致皮肤癌、肺癌、直肠癌、膀胱癌等引起病痛，人体长期接触含有PAHs的空气或进食含PAHs的水和食物，则会导致慢性中毒，肺功能下降，肝脏、肾脏受损 [ 9 ]。Xu等人的研究也可论证人类接触多环芳烃会使得患癌症的风险增加，比如乳腺癌、食道癌、前列腺癌等 [ 10 ]。此外，多环芳烃还可以给原生动物、昆虫、植物和哺乳动物等生物带来较高的光致毒伤害导致畸变 [ 11 ]。由于多环芳烃本身难以溶解和降解，它也被认为是持久性有机污染物中的一类 [ 12 ]。
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user: 3. 土壤中多环芳烃的污染现状 国内外学者研究发现，土壤环境普遍存在多环芳烃污染 [ 13 ]。张俊叶等 [ 7 ] 研读整理101篇(2000~2016年)相关文献表明，我国主要地方区域的表层土壤中16种PAHs总含量与国外的多个国家相比为中等水平。尚庆彬等 [ 14 ] 整理文献发现，从华北、东北、华东、中南、西北到西南地区，表层土壤中PAHs污染含量逐渐降低，并且∑16PAHs在华北区域的平均浓度水平约为西南的2.5倍。不仅石化厂、焦油厂等污染源附近土壤存在一定的多环芳烃污染 [ 15 ]，远离工业区的乡村、城市的土壤也存在不同程度的多环芳烃污染。在同一地区的城市、郊区和农村的土壤多环芳烃污染程度逐渐降低 [ 16 ]，但农业土壤的多环芳烃污染也已达到中等水平 [ 17 ]。一般多环芳烃的浓度水平与土壤深度的关系呈反比，高环多环芳烃难以迁移至土层深处，在表层土壤中其占比较高，低环多环芳烃因自身较易溶解而便于迁移，在深层土壤中其占比较高 [ 18 ]。
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user: 4. 多环芳烃修复技术研究 环境中的多环芳烃经过迁移、沉降等过程最终聚集于土壤中，而土壤中的PAHs会经过扩散、渗透作用进入地下水，或经过植物、动物生命活动代谢吸收进入食物链，最终威胁人体健康 [ 19 ]。因而，需要绿色有效的修复方法治理土壤中的多环芳烃污染物。 4.1. 物理修复技术 物理修复技术主要原理为利用不同物理作用得以降解土壤中有机污染物，主要有四类方法。其一是热处理技术，其通过加热使污染土壤中的多环芳烃挥发或降解，包括焚烧和热脱附技术。其二是超临界流体萃取技术，利用超临界流体的特殊溶解能力，将一种成分(萃取物)从混合物(基质)中分离出来。其三是亚临界流体萃取技术，利用亚临界流体的特殊性质，在一个封闭的压力容器内，在无氧低压的条件下使原本在固体中的脂溶性成分溶于液态的萃取剂中进行固液分离，再经蒸发系统使萃取剂与主要目的产物分离，最终得到目标产物。而表面活性剂具备亲水性和疏水性基团的特性，促进有机污染物溶解于水中，进而淋洗污染土壤降解PAHs。勾立争等 [ 20 ] 试验对多环芳烃和汞复合污染土壤采用热脱附方法，发现提高温度和延长保温时间有利于促进高环多环芳烃脱附。石念荣等 [ 21 ] 实验发现，通过改变萃取温度、压力及共溶剂二氯甲烷用量，多环芳烃、多氯联苯和多溴联苯醚三种物质的平均回收率可达到81.2%。 4.2. 生物修复技术 生物修复技术主要是在动物、植物或微生物的生命代谢活动的综合作用下，降解或稳定土壤中的有害物质并优化土壤质量，主要有动物修复、植物修复、微生物修复及生物联合修复技术等多种修复技术 [ 22 ]。土壤动物修复技术是指在人工控制条件下，土壤动物种群及其肠道微生物搬运、搅拌、咀嚼、分解土壤有机污染物，最终使土壤有机物总量、毒性减少或消失。土壤植物修复技术是指植物利用光合作用将土壤中污染物吸收、吸附或转化为低毒性或无毒性物质。土壤微生物修复技术是指微生物仅将PAHs作为碳源和能源来吸收代谢或是利用PAHs与其他有机质同时吸收代谢来进行降解。潘政等 [ 23 ] 查阅文献总结得出蚯蚓可以促进土壤中多种PAHs的降解且对高环多环芳烃的促进作用更显著。张娟等 [ 24 ] 根据文献总结，过去几十年中，禾本科和豆科的大多数植物如多年生黑麦草、高羊茅、狗牙根可被应用于PAHs修复，还有十字花科等以及木本植物如金合欢等。刘鑫等 [ 25 ] 研究发现，在多环芳烃污染土壤或大田试验前提下，接种菌株Rhizobium petrolearium SL-1可以对紫花苜蓿产生显著的促生作用，而且与单一使用微生物或植物修复做对比，微生物–植物两者联合修复对PAHs的降解效果更显著。 4.3. 化学修复技术 化学修复技术主要是指利用化学物质的氧化、还原、催化等反应转化、降解或去除土壤中的多环芳烃，使污染物变为低毒甚至无毒的物质 [ 26 ]。由于工艺设备较简单，技术较成熟，技术成本不高，修复周期较短，化学氧化修复技术具有较好的应用前景，常用的氧化剂主要包括过硫酸盐、高锰酸盐、Fenton试剂、H 2 O 2 及O 3 等 [ 27 ]。过硫酸盐氧化剂可生成过硫酸根离子( S 2 O 8 2 − )，或者通过活化反应分解生成硫酸根自由基( ⋅ SO 4 − )，均具有一定的氧化能力。高锰酸钾或高锰酸钠是常见的高锰酸盐，高锰酸根具备较高的氧化还原电位。Fenton试剂可利用Fe 2 ＋ 、Fe 3 ＋ 或光、电等催化条件分解H 2 O 2 产生·OH来降解PAHs。普通的过氧化氢是自身分解产生·OH来降解PAHs。臭氧不仅自身可直接氧化多环芳烃，还可以通过分解产生·OH来降解PAHs。黎舒雯等 [ 28 ] 开展修复焦化厂、炼油厂多环芳烃污染土壤的试验，结果表明类Fenton试剂对焦化厂和炼油厂中16种PAHs的最佳去除率分别可达到90%和86%。施维林等 [ 29 ] 试验研究结果显示针对不同的五种多环芳烃，碱活化过硫酸钠的平均氧化去除率可达到65%左右。
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user: 5. 结语 国家工业化日趋飞速发展，土壤多环芳烃污染范围、水平在全球不断演变并日益严重，受到国内外学者的重视。多环芳烃对人类自身、动植物等其他生物以及生态环境的危害性极大，基于目前得到的多环芳烃污染研究结果，我们需要借助现代网络科技手段汇总、共享数据，推动我们对区域土壤PAHs污染范围和水平的全面了解和持续监控，以便于及时发现污染风险并采取手段进行治理。多年来，修复技术的研究水平不断进步，但大多数仍限于实验室模拟环境，并且存在修复成本高、周期长及二次污染等问题，因此我们仍需努力探索更经济、高效、绿色的修复技术，并能够结合实际环境条件在土壤修复工程中进行应用。
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user: 摘要 针对我国城镇污水处理进水浓度低、需要外部投加大量碳源进行脱氮处理的问题，本文对碳源的反硝化速率、类型选择、投加方案优化、生物促进功能等方面进行了简要的研究分析和整理。研究结果表明：常用的乙酸钠、甲醇、葡萄糖这三种通用类碳源，其硝氮反应去除速率分别为60 min、90 min、120 min即可实现90%以上的去除率。碳源投加量C/N对反硝化去除总氮速率影响不大，与硝氮去除量有直接的对应关系。当投加/消耗碳氮比C/N在4~5之间时，碳源去除硝氮的效率和经济核算较为理想。通过不同反应速率和不同类型的碳源组分进行复合，添加具备生物促进功能组分等方式，有利于碳源与工艺停留时间进行匹配，提高菌种生物多样性和微生物活性，能够更高效地提高反硝化速率和效果，提高全流程总氮处理负荷和去除效率。
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user: 1. 引言 生物硝化反硝化工艺被广泛应用于城市污水处理厂脱氮处理，反硝化过程是指在缺氧条件下以有机碳源作为电子供体、硝态氮作为电子受体 [ 1 ]，将亚硝氮或硝氮还原为气态氮，实现氮去除的过程。目前，我国现行污水处理厂普遍存在进水脱氮碳源不足、C/N低的问题，成为制约脱氮处理的重要因素 [ 2 ]。为了满足反硝化脱氮的需求，污水处理厂通常采用向缺氧区投加外碳源，以补充碳源的方式提高反硝化速率和脱氮效率 [ 3 ] [ 4 ]。 国内外对外碳源的投加种类和投量进行了一系列的研究，发现不同外碳源对系统的反硝化过程影响不同，即使外碳源投加量相同，处理效果也不同 [ 5 ] [ 6 ]。国外对碳源的研究主要是固体碳源、气体碳源和工业废水。国内目前常用的碳源一般为糖类、甲醇、乙酸、乙酸钠等 [ 7 ]。但是对最佳的碳源投加种类和投加量，以及提高碳源利用效率、碳源的工艺适用性等方面研究和介绍较少 [ 8 ]。 本文针对污水处理厂碳源的选择、生物促进性和脱氮提质增效等方面进行了简要的研究分析和整理。
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user: 2. 实验 2.1. 实验材料与仪器 试剂材料：甲醇、葡萄糖、乙酸钠、硝酸钾等均为分析纯，市售；系列化的神美靶向多核碳源、生物促进功能组分复合物，均为神美科技有限公司自制；测试仪器所需试剂均为仪器厂家市售提供。 评价实验中使用的活性污泥/泥水样均来自与北京某污水处理厂生化段缺氧池取样，污泥浓度MLSS；4500 mg/L。 试验仪器：LH-3BN型总氮测定仪，联化科技；5B-1 (V8)智能多功能参数消解仪，联化科技；5B-3B (V8)多参数水质测定仪，联化科技；752-紫外可见分光光度计，上海菁华科技；HJ-6A同步磁力六连搅拌器，常州峥嵘仪器。 2.2. 评价及试验方法 碳源药剂级反硝化评价方法：考核单位时间内、碳源药剂对硝态氮的去除量作为碳源药剂或反硝化去除效率对比的标准。碳源评价试验装置示意图如图1。 步骤： ① 取样并检测原水上清液中的总氮、硝氮数值；硝氮浓度大于15 mg/L以上即可作为碳源筛选试验的基础泥水样； ② 单个容器取2 L以上的泥水样，摇匀分别将泥水样倒入6个烧杯中，并标注序号，反硝化总氮去除试验备用； ③ 在200转/分左右缓慢搅拌条件下，投加定量的碳源(水样中硝态氮过低，可以适量补充TN，KNO 3 )，根据检测出COD的数值和需投加COD的量计算碳源投加量；消耗碳氮比一般在3~5间；按照去除10 mg/L左右的硝氮，碳源投加浓度一般需要在150 mg/L左右； ④ 反硝化反应，药剂投加后，缓慢搅拌水体做厌氧反应2~4 h (注：搅拌时不要出现大漩涡)，溶解氧控制在0.5以下； ⑤ 反应结束后静置30 min后，取上清液检测TN和硝态氮，观察数据并分析； ⑥ 为保证数据的准确性，进行重复平行样试验。 图1. 碳源评价试验装置示意图 2.3. 研究内容 2.3.1. 不同类型碳源反硝化速率的研究 分别以甲醇、乙酸钠和葡萄糖为唯一碳源，通过向活性污泥中添加硝酸钾调整泥水样中硝氮浓度在20 mg/L左右，投加一定量的碳源进行反硝化试验，分别测试不同时间段的硝氮去除速率和去除量情况，对比分析反硝化速率。 2.3.2. 碳源投加量C/N比对反硝化过程的影响 分别以甲醇、乙酸钠和葡萄糖为唯一碳源，通过向活性污泥中添加硝酸钾调整泥水样中硝氮浓度在20 mg/L左右，按照不同的C/N比设置、投加不同量的碳源进行反硝化试验，分别测试不同时间段的硝氮去除情况，对比分析反硝化速率。 2.3.3. 碳源组分及类型复合对反硝化效率的优化 通过对不同反硝化速率、不同类型的组分复合、以及脱氮工艺条件和运行参数的匹配等因素，对反硝化效率的影响及复合碳源的优化研究。 2.3.4. 生物促进功能组分对微生物增殖、菌群活性、反硝化效率的优化 在不同碳源反硝化去除总氮连续试验条件下，向体系中添加微生物培养基、微生物营养盐等具备生物促进功能的组分，进行驯化3~7天后，对比驯化前后/有无添加生物促进功能组分的碳源去除总氮的反硝化速率、总氮去除效率、以及菌种世代周期等。