一、植物吸收环境中金属元素的动力学模型（论文文献综述）
刘晓文[1]（2020）在《微生物条件下土壤-玉米体系Zn同位素分馏机理研究》文中研究指明锌（Zn）是所有生物体必需的微量营养素,在植物中起催化、调节的作用。Zn同位素分馏研究是一项新的技术,可以帮助我们更好地了解玉米对Zn的吸收、转运和耐受机制,追踪Zn的来源及转移过程,因此,Zn同位素特征为追踪玉米-土壤体系中Zn的吸收和转移机制提供了一个潜在的工具。质谱技术的研究表明,环境条件和玉米生理状态的不同,Zn同位素在生物吸收和转运过程会产生不同程度的同位素分馏,玉米中同位素分馏的存在,特别是生物成因导致的Zn同位素分馏,有助于我们更全面地了解陆地的Zn循环过程。植物的生长依赖于土壤,土壤是重金属元素的源和汇。微生物是土壤重要的组成部分,可以产生各种螯合剂和金属载体,可以通过生物吸附和富集作用、溶解和沉淀作用、氧化还原作用等一系列新陈代谢作用,影响重金属元素在植物中的迁移率和利用率,还可以改变金属形态、增强金属溶解度,增加土壤低流动性矿质养分（如P、Zn、Cu）的供应,促进营养物质的循环,提高玉米的生长和生产力。在微生物、土壤及玉米之间相互作用下,有可能发生Zn同位素的分馏,因此,本研究通过在自然条件、灭菌条件、灭菌后重构微生物条件的土壤中种植玉米,研究了不同微生物条件下,随时间变化,植物和无植物土壤孔隙水中溶解性有机碳（DOC）、p H、Zn浓度特征对Zn同位素分馏的影响,并结合根系土、孔隙水对玉米根、茎、叶、籽粒中Zn同位素的组成特征展开研究,探讨了不同微生物条件下土壤-玉米体系中Zn同位素分馏特征及机理,建立了玉米体内稳态Zn与Zn同位素分馏耦合的综合模型,认识和研究结论如下:（1）植物存在的情况下,土壤孔隙水中DOC含量和Zn的浓度相对较高、p H值相对较低。微生物的种类和数量越多,土壤孔隙水中越富集重Zn同位素;无植物存在的情况下,土壤孔隙水中DOC含量Zn的浓度相对较低,p H值相对较高,微生物的种类和数量越少,土壤孔隙水中越富集轻Zn同位素。植物的存在使Zn同位素分馏程度增加,且随着时间的推移分馏程度越大。（2）微生物的种类和数量与DOC含量、Zn浓度、p H值均表现出负相关的关系。DOC的消耗越多,Zn的浓度越低,p H值越低,土壤孔隙水中Zn同位素的分馏程度越大,且相对富集重Zn同位素;DOC的消耗越少、Zn的浓度越高、p H值越高,土壤孔隙水中Zn同位素的分馏程度越小,且相对富集轻Zn同位素。（3）自然条件下玉米各部位生物量较大,Zn的浓度较低,灭菌条件下生物量较小,Zn的浓度较高,灭菌后重构微生物条件下的生物量及Zn的浓度介于其他两组之间。微生物的存在的对玉米的生长有促进作用,对玉米各个部位中Zn的累积有一定的抑制作用。不同微生物条件下玉米根、茎、叶、籽粒的生物量与Zn同位素分馏程度表现出正相关关系,Zn浓度与Zn同位素分馏程度表现出负相关关系。（4）玉米根中相对富集重Zn同位素,地上部分（茎、叶、籽粒）相对富集轻Zn同位素。自然条件下,Zn同位素分馏程度最大,灭菌条件下Zn同位素分馏程度最小,灭菌后重构微生物条件下Zn同位素分馏程度介于其他两组之间,说明微生物的存在促进了玉米地上部分Zn同位素的分馏。（5）玉米各部分之间的Zn同位素分馏程度取决于Zn从根到地上部的转运程度,玉米各部位是一个流动系统,在这个系统中,Zn在玉米组织与细胞之间的转移导致Zn同位素的分馏。通过不同微生物条件下土壤-玉米体系中Zn质量平衡和同位素分馏Box model发现,Zn在玉米各部位的富集程度越高,观察到的Zn同位素分馏程度越低,Zn在玉米各部位的富集程度越低,观察到的Zn同位素分馏程度越低。（6）建立了微生物作用下,Zn从土壤到孔隙水的转运过程、从孔隙水到根系转运过程、在根部径向转运过程以及在玉米内的分配过程中的同位素分馏模型,定性的描述了Zn在土壤-玉米体系中的分馏过程。结合瑞利分馏模型,建立了将玉米体内稳态Zn与Zn同位素分馏联系起来的综合模型,定量地分析了Zn在土壤-玉米体系中的分馏特征。本课题开拓性地研究了微生物对土壤-玉米体系中Zn同位素分馏的影响,为更全面了解Zn在土壤-玉米体系中的生物地球化学循环积累了研究经验,为将微生物作为吸附剂对Zn污染地区的综合治理奠定了一定的理论基础。
周媛[2]（2020）在《秸秆生物炭改良土壤和修复重金属污染的效能与机制》文中进行了进一步梳理秸秆作为一种常见的农林废弃物,以其为原料制备生物炭并用于改良沙化土壤和修复土壤污染是常见的资源化利用途径。但是由于秸秆生物炭本身存在营养物质缺乏、吸附性能相对较差等缺点,在土壤应用中的实际效能仍有待提升。因此本文以玉米秸秆为原材料,分别添加高浓度发酵废液和城市污泥制备出高浓度发酵废液增强型秸秆生物炭（FMB）和污泥秸秆生物炭（SMB）,对比考察了两种生物炭的理化性质,并通过盆栽试验考察了FMB改良沙土和SMB修复重金属（铅、镉）污染的效能与机理。研究结果表明:随着发酵废液添加量的增加,FMB的产率、固定碳、含氮量、氮碳比（N/C）和阳离子交换容量（CEC）逐渐增大,这与高浓度发酵废液中较高浓度的有机物和含氮化合物有关,有利于沙化土壤中营养元素含量的提高。随着废液添加量的增加,FMB的比表面积和孔体积明显增加;添加发酵废液增加了FMB中芳香族C-H和C-N官能团的生成。盆栽实验结果表明,FMB的施用可以改善沙化土壤的理化性质并促进植物生长,而且随着发酵废液添加量和FMB施用比例的增加,土壤p H、CEC值、有机质含量和过氧化氢酶活性（CAT）也相应提高。当FMB施用比例为5%,废液添加量为2 m L/g时,FMB生物炭对土壤改良效能最佳,土壤有机碳含量和土壤总氮含量分别达到34.50 g/kg和1.32 g/kg,提高了57.46%和78.38%。通过高浓度发酵废液与秸秆进行共热解可以将C和N固定在生物炭中,进而提高沙土中CEC、有机质、氮磷钾的含量,促进植物生长,实现土壤改良目的。对于SMB来说,当制备温度从350°C上升到600°C时,SMB中含碳量和含氮量增加,比表面积以及微孔体积增大,-COOH、-OH和P-H等表面基团增多,这些变化均有助于SMB对铅、镉离子的吸附。在SMB修复铅、镉污染土壤的实验中,SMB能够有效钝化土壤中的铅和镉,使其由可交换态和可还原态转变为稳定的残渣态,同时能够增加具备固定重金属能力的菌群丰度,进而降低植株内铅镉含量。随着SMB施用比例从1%增加到5%（w/w）,SMB对铅和镉的钝化能力逐渐增强。复合铅镉污染土壤的试验结果表明,SMB对复合污染土壤中的铅和镉均有固定的作用,且复合污染土壤中,镉的存在促进了铅的钝化以及可交换态转变为稳定的残渣态,而土壤中的铅则会促进镉转化为可交换态等活化的状态。SMB对土壤中铅离子和镉离子的吸附钝化作用,一方面与SMB表面官能团（-COOH、-OH等）的络合作用、共沉淀作用以及离子交换有关;另一方面,还与土壤p H和CEC的增加显着相关。综上可见,本研究为改性秸秆生物炭改良沙化土壤以及修复铅、镉污染的土壤提供了有益的探索,同时为实现高浓度发酵废液、农业废弃物和城市污泥的资源化利用提供了一条新的途径。
张言[3]（2020）在《热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究》文中研究指明由于矿区土壤重金属污染修复效率低,探究高效的修复技术以恢复土壤正常功能成为目前研究的热点。根据贵州赫章土壤污染特征,本研究采用锯木屑灰（SA）和锯木屑生物炭（SB）联合高羊茅、二月兰和紫花苜蓿修复Pb、Zn、Cd和As污染土壤,深入研究矿区土壤金属污染修复过程及机理。由赫章矿区土壤重金属污染分析可知,研究区土壤重金属含量严重超标,As、Cd、Cu、Pb和Zn主要来源于采矿和冶炼活动。重金属污染评价表明,妈姑土壤重金属富集程度较高,潜在危害风险达到严重污染水平,其中Pb、Zn、As和Cd污染程度较高,是造成妈姑矿区土壤污染的主要元素。热转化锯木屑的重金属吸附特性研究表明,SA对Zn的吸附能力较强,最大吸附容量为17.91 mg/g,SB对Pb、As和Cd的最大吸附容量分别为72.10、1.53和17.37 mg/g。妈姑矿区土壤重金属污染修复机理分析证实,材料的添加对土壤Pb的钝化是通过促进土壤中PbO转化为（CH3COO）2Pb和PbSO4来实现的。材料修复土壤重金属污染潜力分析表明,以1:2的比例添加SA和SB显着减少重金属的生物利用性,降低土壤污染潜在生态风险水平。草本植物修复试验表明,紫花苜蓿对Cd的生物富集和转运能力最强,地上部富集浓度达117.18 mg/kg。高羊茅对复合重金属的吸收和耐受能力最强,其修复过程显着改善土壤酶环境和微生物群落多样性。Pb与有机酸结合是植物降低重金属毒性的重要机理,高羊茅体内苹果酸铅占比为58.0%。由妈姑土壤污染修复潜力分析可知,高羊茅是较优的矿区土壤重金属修复植物。热转化锯木屑混合材料（SA和SB质量比为1:2）联合植物的修复试验表明,添加5%的材料与高羊茅联合修复下Pb、Zn、Cd和As的去除率最高,分别为18.02%、22.15%、22.05%和12.47%。植物亚细胞重金属的分布表明,添加2%的材料显着提高高羊茅根部细胞壁对Pb、Zn、Cd和As的富集作用,最高富集浓度分别为218.21、4486.25、33.59和124.15 mg/kg。联合修复促进有机酸-Pb-细胞壁结构的形成,是提高植物抵御重金属损害的重要方式。添加2%的材料与高羊茅联合的修复方式能有效去除土壤中的重金属,也能增强植物自身的解毒能力,是改善矿区土壤环境和修复复合重金属污染的较优方式。本研究为重金属修复提供了新思路,并通过揭示修复过程中重金属赋存形式与分布特征,为矿区土壤重金属污染修复的研究与应用提供理论参考。
卢静昭[4]（2020）在《土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析》文中进行了进一步梳理金属资源开采过程中产生的污染物颗粒携带有大量的痕量元素（又称,微量元素、痕量金属等）,这些痕量元素在水、土壤和空气中大量暴露改变了栖息地生态系统平衡,对物种的空间分布和多样性以及人类健康造成了威胁。这种威胁与污染物类型与迁移转化速率、污染物的生物可利用性、以及调查区域的气候、地形地貌和植被特征具有重要关系。对污染物进行溯源分析,了解其迁移转化机制及潜在的污染风险,从而提出针对性的修复决策方案,对理解全球的能源开发及其潜在的环境效应,完善相应的管理措施具有重要意义。据此,本研究主要分为以下几个部分:（1）对燕山山脉某小尺度废弃闪锌矿矿区采矿造成的水土污染进行了溯源分析。Pearson相关矩阵和主成分分析（PCA）表明,该地区土壤中Zn、Cu、Cd和Pb与采矿活动息息相关,平均解释了 44.94%的变量信息。土壤和水体中痕量元素的含量随着距矿区的距离的增加而降低,与尾矿库及开采点相邻的村庄和农田土壤中Zn、Cd和Pb的含量相对较高。污染指数和富集因子表示:农旧土壤中痕量金属的污染程度:Cd>Zn>Cu>Pb>Hg～Cr。与矿山相邻的三个村庄农田土壤痕量金属引起的潜在生态风险按照A（刘家庄）>B（西大地）>C（高板河）的顺序排列,其中,Cd引起的生态风险最严重。人类健康风险评估结果表明,三个村庄中痕量元素的致癌风险为7.90×10-8（A）、8.92×10-8（B）和8.16×10-8（C）,矿区痕量金属元素的各种暴露途径对当地人们并无潜在的癌症风险。但对当地儿童构成了明显的非致癌风险,该风险主要是铅（Pb）元素造成的。（2）基于MIKE21模型平台结合无人机（UAV）搜集的高分辨率（分辨率:500×500 m）矿区空间地理信息图像,考虑水体中多种重金属元素在水体中的分布特征,模拟了研究区域灌溉用水不同流量下Zn、Pb、Cd、Cu、Hg和Cr这6种典型金属元素的迁移速率。研究结果表明:在丰水期,矿山排水与流水汇流后整个河道中Pb、Zn、Cd浓度迅速达到稳定状态,其浓度最高可达0.096 mg L-1、0.76 mg L-1、0.011 mg L-1、0.107 mg L-1,高于国家饮用水水质标准,而Cu和Cr达到稳定后分别为0.041和0.052 mg L-1,几乎无污染。而在枯水期,整个河道中Pb、Zn、Cd、Hg浓度达到稳定后,与丰水期相比其浓度分别下降了 19.8%、15.8%、20.56%和22%。而Cu和Cr达到稳定后与丰水期相比差异不大。该结果说明,矿山排水通过当地水环境对周边生态系统产生胁迫效应,威胁其生态系统平衡。（3）提出一种基于网格化-信息生态网络风险评价模型（FEM-ENA）,用于景观尺度下多种土地利用类型的矿山的生态风险评估。该模型框架基于传统的环境网络分析（Network Enviornmental Analysis,NEA）,根据当地土地利用类型将研究区域划分为一系列的数字网格,然后,计算单个网格（子系统）的风险传递路径和风险发生概率,并推导出每个组件的空间生态风险分布。该方法利用遥感（GIS/RS）技术结合控制分配（CA）解决不同地域兼容性问题,优化了传统模型中整个区域中的单一风险传递路径（用节点和直线表示）,有效提高了模型的准确性。案例分析显示,受污染的土壤对周围的生态环境构成风险,优先影响到植被和微生物。然后,通过食物链和食物网对草食动物和食肉动物构成威胁。从土地利用类型看,风险触发概率:村庄>农田>裸地>林地。敏感度分析显示,当生态系统的输入能量（T1）增加50%时,从草食动物到土壤微生物的控制分配（CA）相应地增加1.00%,从草食动物到食肉动物的CA减少0.71%,显示了该生态风险评估框架的稳健性。（4）采用区间多标准决策分析（IMCDA）探索土壤-植物-大气连续体系（Soil-Plant-Atmosphere Continuum,SPAC）下植物空间格局对植物修复效率的影响。基于溶质吸附曲线和SPAC系统下痕量元素的迁移规律,构建了不同植物组合修复方案的评价指标和评估体系。以三种本地植物（狗尾草、黄蒿和芦苇）的九种种植模式（如,单作、双作和三作）为例,确定了不同情景下最优条件下的植物修复方案。结果表明,污染区土壤中Zn、Cd和Pb的最高浓度为7320.02、14.30、1650.51mg kg-1。当狗尾草、黄蒿和芦苇以a9方式进行混种时对金属元素的吸收率最高（269 mg kg-1 year1）,其成本也最高;其次是a7（235 mg kg-1 year-1）和单种的a2（240 mg kg-1 year-1）。当模拟时间达20年时,最优方案下的土壤残余污染物浓度远低于国家标准,植物根毒性系数为0.12（EC<EC20）,说明修复完成。该方法和结果可为其他污染区域的土壤修复决策方案设计提供理论指导。
闫修鑫[5]（2020）在《TiO2/LDH/GO复合材料的制备及光催化降解甲醛性能研究》文中进行了进一步梳理室内甲醛主要来源于生活用品和室内装修装饰材料,因其来源广、对人体危害大、散发时间长等特点已引起了人们的普遍关注。光催化技术（POT）在光照下可以将有机污染完全氧化为二氧化碳和水等清洁物质。光催化剂因其本身无毒无无害、稳定性高、反应无需过多能量、反应产物清洁无害等优点符合室内特定环境,因而光催化技术有望成为控制室内空气污染的有效手段。本研究制备了一种新型光催化材料,二氧化钛/水滑石/氧化石墨烯（TiO2/LDH/GO）,以用于室内甲醛的降解。本文以改良Hummers制备氧化石墨烯分散液（GO）,以共沉淀法制备了水滑石/氧化石墨烯（LDH/GO）,并通过水热法将采用溶胶-凝胶法所制备的TiO2纳米颗粒负载于LDH/GO表面。表征结果表明所制备的TiO2为结晶度良好的锐钛矿晶型,颗粒直径约3nm,LDH在GO表面成沟壑状,LDH/GO的存在解决了TiO2纳米颗粒团聚的问题,FT-IR和XPS所反映的C-O-C键和C-O-Ti键证实了GO、LDH、TiO2之间发生相互作用而生成的异质结结构,Raman观察到的GO的D、G、2D光谱吸收带,证明在复合材料中GO仍保持着层状有序结构。在室内环境条件下,采用自制的光催化反应模拟箱对甲醛进行光降解实验。TiO2/LDH/GO对甲醛的效果是纯TiO2颗粒的2.6倍,3小时后对甲醛的降解率达到了77.8%,将浓度为0.30mg/m3的甲醛气体降至0.068mg/m3,低于国家室内空气质量标准（0.08mg/m3）。通过对不同煅烧温度、不同LDH/GO掺杂占比和不同相对湿度的条件下对甲醛的去除的影响研究表明,LDH/GO负载最优比例为5%～10%,最佳煅烧温度为400℃～500℃。5次重复试验后,TiO2/LDH/GO的光催化活性没有明显下降,对甲醛的去除率仍能达到77.2%。对光催化降解甲醛的动力学原理和光催化机理进行了研究和分析。不同催化剂用量下甲醛的光降解动力学方程完全复合L-H模型（R2均大于0.98）。光催化机理详细阐述了TiO2/LDH/GO的吸附过程、光激发与电子传递过程、氧化消除甲醛过程,LDH的吸附性能、LDH和GO对TiO2光生电子-空穴对的传递,是TiO2/LDH/GO具有良好催化性能的主要原因。
刘紫云[6]（2020）在《高铁酸钾辅助植物去除土壤中铅的研究》文中提出山西作为一个煤炭大省,矿山众多,采煤废弃物占地面积也极大,致使土壤重金属污染十分普遍。污染矿区土壤的重金属以铅为主,其污染土壤后会渗透进入含水层而污染地下水,从而造成水资源的水质性减少,并危及人类的生命健康。因此,矿区铅污染土壤的修复是一个亟待解决的问题。原位固定土壤中的污染物Pb2+,有条件时通过植物带出,是防止其继续污染地下水的有效手段。为研究采煤污染土壤中重金属原位固定的技术难题,利用铅污染土壤(铅含量8 mg·kg-1)作为试验原土,以50-400 mg·L-1浓度的Pb（NO3）2溶液分别进行了原土和投加高铁酸钾土壤的吸附实验,考察了不同条件下两种土壤对铅的吸附影响规律,并进行了热力学、动力学分析;在此基础上利用模拟酸性雨水,采用静态溶浸实验和连续浸提实验,从浸出浓度和土壤对铅吸附态的影响两方面综合考查高铁酸钾对土壤强化吸附固定铅的效果。为研究植物对铅的吸收,分别在水培条件和土培条件对红豆草、狗尾草、紫花苜蓿、黑麦草、小向日葵五种植物进行筛选实验,测定其植物生理性状,如发芽率、根长、芽长、鲜重和干重以及五种植物对铅的吸收量,并由此计算五种植物对铅污染土壤的修复率。用经高铁酸钾处理后的土壤培养筛选实验所得植物,即黑麦草与小向日葵,利用植物进行对铅的吸收,考察了不同铅初始浓度、不同p H值、不同湿度和不同培养周期等条件下两种植物对铅的吸收影响规律。研究的主要结果如下:（1）加入高铁酸钾能显着提高土壤对铅的吸附效果,受污染的土壤(铅含量为8 mg·kg-1)对于初始浓度为350 mg·L-1的铅溶液仍具有良好的吸附作用,当Fe/Pb质量比为5,吸附时间为8 h时吸附量高达486 mg·kg-1。吸附过程对p H和温度不敏感。（2）土壤对铅的吸附等温线符合Langmuir方程;加入高铁酸钾后,土壤对铅的吸附等温线符合Freundlich方程,反应符合准二级动力学模型,说明由单层吸附转变为多层吸附,物理吸附转变为物理化学吸附,强化吸附效果显着。（3）通过对五种植物农艺性状的测定,结果表明,黑麦草的发芽率最高,芽长、根长伸长较长,而且根须发达;小向日葵在两种培育条件下,芽长、根长伸长都最佳。黑麦草与小向日葵鲜重、干重也最佳,使得其蓄积的生物量也最佳。五种植物在水培、土培条件下对铅的去除率大小顺序分别为:黑麦草>紫花苜蓿>小向日葵>红豆草>狗尾草;小向日葵>黑麦草>紫花苜蓿>红豆草>狗尾草。因此在植物筛选部分选择黑麦草和向日葵作为实验作物。（4）用经高铁酸钾处理后的土壤培养黑麦草、小向日葵,吸收效果最佳时,Fe/Pb质量比分别为5、4;湿度分别为15.3%、20.5%,即每次浇水分别为10、15 m L;培养周期为30天时,黑麦草对铅的吸收效果最好,吸收量高达1.307 mg·g-1,培养周期到50天时,小向日葵对铅的吸收量高达1.361mg·g-1,但其仍然处于增加趋势。土壤的缓冲性能使得植物修复过程也对p H不敏感。（5）当土壤初始铅含量过高时,铅会对植物产生毒害作用,使得植物的生长会遭到胁迫。比较两种植物,铅对向日葵的毒害作用较小,即向日葵对铅的耐受性更为突出。（6）加入高铁酸钾,使得土壤对铅的吸附趋于稳定形态,从而降低铅的浸出行为,有利于防止土壤中的铅淋滤下渗而污染地下水。高铁酸钾的存在会改变土壤中铅的存在形态,使得植物对铅的去除率增加;但是高铁酸钾的存在也会延迟植物的出芽时间,对植物生长有一定的抑制作用。本文的研究对于铅污染土壤的原位修复具有重要的实际应用价值。
王雪莹[7]（2020）在《偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响》文中指出海鸟,作为陆地和海洋之间卓越的生态系统工程师,通过生物传输的方式,一方面为栖息地生态系统提供大量的氮和磷等营养物质,另一方面增加了栖息地附近海洋源重金属等污染的风险。迄今为止,全球有关海鸟生物传输作用的研究报道非常多,但大部分集中在宏观尺度上的调查,缺乏微观尺度上的机制解读。例如,很多研究表明海鸟带来的氮等营养元素对植物生长和群落结构造成显着影响,但并未从机理上深入剖析海鸟带来的氮元素如何影响植物对氮的利用。此外,海鸟粪中包含大量的磷元素,这可能会对周围湖泊等水生生态系统中的磷循环产生显着影响,目前大多数研究关注磷的总量而缺乏磷形态的研究。在海鸟的生物传输引起的重金属污染方面,先前大多数研究关注海鸟本身组织或鸟粪中重金属元素总量的高低,而忽略了对海鸟食物的重金属含量调查,以及重金属不同形态的分析。因此,本研究将聚焦以上问题,选择远离人类直接影响的偏远地区——南极和西沙群岛海鸟活动区作为主要研究区域,通过野外考察采集土壤、植物、鸟粪土沉积、现代海鸟粪、海鸟食物（飞鱼和鱿鱼）、湖水、湖泊沉积物等不同类型环境样品,并从鸟粪土剖面中获取了鸟粪颗粒、鱼骨、鱼鳞等生物残体,从古今结合和空间对比的角度出发,围绕海鸟的生物传输对栖息地氮、磷循环以及重金属污染的影响这一关键主题,在室内开展元素总量、形态以及稳定同位素分析工作,包括单一形态氮稳定同位素方法、化学连续提取法以及31P核磁共振技术的应用,利用多学科交叉的研究方法重点解析了南极和西沙地区海鸟的生物传输作用对其栖息地生态环境的影响。主要的发现点简述如下:1.海鸟的生物传输对南极陆地和水生生态系统氮循环的影响为了评估企鹅粪带来的氮在空间上的影响范围及其对植物氮利用策略的可能影响,本研究在东南极维多利亚地企鹅巢穴区内外采集土壤、苔藓、湖水、藻类（微生物席）及沉积物样品,室内进行总氮和无机氮（铵态氮、硝态氮）的含量及其氮同位素分析。通过综合对比分析,初步构建了企鹅活动区附近生态系统中氮的循环过程,明确了企鹅粪转运来的氮是其周围生态系统非常重要的氮源。企鹅粪的输入增加了土壤中的氮含量,特别是铵态氮含量,并使得企鹅巢穴区附近的土壤、苔藓、藻类呈现富集15N的特征。结合相关文献研究结果,认为企鹅粪在空间尺度上的影响范围较大,即使是远离企鹅巢穴区（>1 km）的土壤仍然受到了来自企鹅粪挥发氨的影响。此外,企鹅活动对苔藓的氮利用策略也有显着影响。无机氮同位素分析结果表明,在无鸟粪影响的情况下,苔藓可能倾向于利用无机氮,而溶解的有机氮则成为生长在鸟粪土周围苔藓的重要氮源。企鹅活动除了对陆地生态系统的氮循环产生显着影响之外,对其栖息地附近的水生生态系统也具有较大影响。例如,水生藻类的δ15N值随着相对于企鹅巢穴区的距离呈现梯度变化,靠近企鹅巢穴区的藻类δ15N值较正（10.4±1.7‰）,远离企鹅巢穴区的藻类δ15N值较负（-11.7±1.0‰）,而位于中间位置采样点的藻类δ15N值为-0.5‰。此外,企鹅活动区周围水样和湖泊沉积物的氮同位素值也具有相似的特征,表明陆地鸟粪土中的氮通过径流、下渗和反硝化作用等途径发生流失,引起附近湖泊水体及沉积物中的氮含量（特别是铵态氮）显着增加,且明显富集较重的氮同位素信号。为了开展企鹅的生物传输作用在东、西南极之间的对比研究,野外采集了西南极乔治王岛（菲尔德斯半岛、阿德雷岛、巴顿半岛）的苔藓及其下覆土、地衣及其下覆土以及湖水样品,室内对这些环境样品中的总氮、铵态氮、硝态氮含量及其氮同位素组成开展了分析。结果表明,相比于未受企鹅活动影响的样品,受企鹅活动影响的苔藓和地衣中氮含量、氮同位素值更高,并发现这些苔藓和地衣下覆土中铵态氮是主要的无机氮形态,这与东南极的研究结果相一致。氮同位素的分析结果表明,地衣的潜在氮源并非来自土壤,地衣主要吸收大气沉降的氮,这与苔藓的氮来源明显不同。此外,东、西南极受企鹅活动影响的湖水氮含量之间也存在较大差异,西南极阿德雷岛受企鹅粪影响的湖水样品中硝态氮含量高于铵态氮,而东南极难言岛的情况则相反,受企鹅粪影响的湖水中铵态氮含量高于硝态氮,这可能与两个地区水体中微生物、气候等环境因素显着不同有关,在未来还需进一步开展研究。2.西沙不同岛屿氮状况的空间分布特征为了阐明海鸟和人类活动对西沙土壤—植物系统氮循环的可能影响,对西沙典型岛屿如七连屿、东岛和永兴岛土壤、植物的氮含量及其氮同位素组成开展了对比分析。研究结果表明,不论是否受到海鸟活动的影响,西沙岛屿土壤中硝态氮的平均含量（12.33±12.88 mg/kg,n=12）显着高于铵态氮（3.02±2.86 mg/kg,n=12）,这与南极土壤中铵态氮的平均含量高于硝态氮的结果显着不同。其原因一方面可能归因于西沙岛屿的气候、温度、土壤微生物等条件非常有利于硝化作用的发生,使得部分铵态氮转化成了硝态氮,另一方面也可能与西沙岛屿土壤中铵态氮遭受了大量流失而出现亏损有关。海鸟粪的输入增加了西沙岛屿土壤的氮含量,并造成土壤和植物叶片氮同位素值明显增加,这与南极的研究结果基本一致。对于受到人类活动影响较大的永兴岛,尽管在现代几乎很少有海鸟活动,但表层土壤中铵态氮含量及铵态氮同位素值非常高,且植物叶片的氮同位素值也非常高,这很可能与人类活动的影响有关。因此,随着人类活动在西沙岛屿的逐渐增强,人为输入的氮源对岛屿氮循环的影响应该引起重视。3.海鸟的生物传输对东南极湖泊磷循环的影响南极无冰区分布着大量的企鹅巢穴,而企鹅粪中富含丰富的磷等营养元素,这对周围的陆地和水生生态系统产生了重要影响。为了评估企鹅的生物传输对湖泊水生生态系统的影响,构建企鹅活动区磷的动力学循环过程,对东南极罗斯海难言岛企鹅活动区附近的四根湖泊沉积物中磷形态分布特征及其主要影响因素开展了深入研究。通过化学连续提取法以及液相31P核磁共振（31P-NMR）分析技术,测定了湖泊沉积物中的五种磷形态含量以及特定存在的有机磷（OP）化合物。结果表明,无机磷（IP）是四个湖泊沉积剖面中的主要磷形态,OP的比例相对较低。受鸟粪影响的沉积物中以Fe/Al-P为主,鸟粪输入显着增加了沉积物和水体中生物可利用的磷（BAP）含量。水生藻类（微生物席）的输入使得沉积物中OP含量显着增加,从而促使沉积物中磷的释放潜力增加。综合分析沉积剖面中磷形态分布与理化参数分析结果,发现有机质的来源是影响沉积剖面中磷含量和形态分布的主要因素。此外,沉积环境,如粒度、pH值和TOC含量也是影响沉积物中磷形态分布的重要因素。31P-NMR图谱分析结果表明,无机正磷酸盐是所有湖泊沉积物中磷存在的主要形态,而磷酸单酯是主要的OP形态,并且随着剖面深度的增加,检测到的磷酸单酯信号迅速减弱,这可能与沉积后的有机磷发生了矿化作用有关。4.西沙岛屿海鸟生物传输作用与重金属污染记录为了调查西沙海鸟生物传输作用带来的重金属污染的影响,本研究主要以西沙海鸟粪土层、鱼骨残体和现代鱼肉为主要环境样品,结合历史和现代过程,开展重金属污染分析工作。选取西沙南岛一个长达700年的鸟粪土沉积物（ND1）作为研究对象,并从中提取出了鱼骨这种生物残体,同时分析沉积物和鱼骨的Cu、Zn、Cd、Hg含量。结果表明,ND1沉积物中Cu、Zn、Cd、Hg的含量随时间的变化和鸟粪所占沉积物比例随时间的变化趋势相一致,且沉积物中Cu、Zn、Cd、Hg含量的峰值对应于海鸟数量较多的时期,即海鸟数量越多,传输重金属的量越多。对鱼骨样品利用傅里叶变换红外光谱技术分析其保存状况,结果表明1850年以前的鱼骨很可能因为沉积物中鸟粪的侵蚀而发生了成岩蚀变作用,不能用于重建岛屿重金属污染的历史记录,说明富含重金属元素的鸟粪对环境的影响不容忽视。而1850年以后的沉积物样品及其中保存较好的鱼骨样品的重金属含量均表明,自1850年以来西沙南岛受到的人为源重金属污染逐渐增强,特别是Zn污染较为明显。另外,从现代过程出发,重点分析了西沙海鸟的两种主要食物——飞鱼（Exocoetus volitans）和鱿鱼（Uroteuthis chinensis）的Hg 污染。结果表明,鱼肉组织中Hg含量和鱼的大小（体重和体长）及营养级之间表现出显着正相关关系,说明随着海鸟所捕食物个体大小的增加,以及食物所处营养级的增加,可能导致海鸟体内或海鸟粪中重金属含量增加,进一步通过海鸟的生物传输作用使得海鸟栖息地面临重金属污染的风险。5.南极鸟粪土中Cd相态的分布特征重点选取企鹅生物传输带来的典型重金属Cd作为目标元素,结合总量和不同相态的分析,对比分析了东南极鸟粪土和背景土壤中Cd含量的差异,与此同时,对难言岛企鹅活动区周围湖泊沉积物中Cd相态的分布特征进行了分析,初步解析了 Cd的环境地球化学过程。结果表明,企鹅粪的输入增加了土壤Cd含量,特别是铁锰氧化物结合态和有机束缚态Cd的含量,但最终Cd主要以残余态的形式长期保存在鸟粪土中。对难言岛湖泊沉积物不同Cd相态的分析发现,受鸟粪影响的沉积物中Cd残余态所占比例明显增加,表明Cd的迁移性随着鸟粪输入的增多而有可能受到抑制。值得注意的是,由于新鲜企鹅粪中的总Cd含量较高,且其中铁锰氧化物结合态和可交换态Cd的含量较高并易发生迁移,因此由海鸟的生物传输带来的Cd污染问题不容忽视。
徐秀月[8]（2019）在《AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究》文中研究指明我国矿山每年因采矿、选矿而排放的废水量达12～15亿t,矿山在开采过程中产生的大量酸性矿山废水（Acid mine drainage,AMD）已成为矿区主要的污染源。传统AMD处理技术采用人工化学物质（如添加石灰、石灰石、氢氧化钠或其他碱性物质）来处理,主要通过化学反应提高AMD的p H值进而降低重金属的浓度。而利用湿地系统进行AMD的处理技术是替代传统化学处理的一种重要技术,主要是通过湿地系统内的填料、植物、微生物体系耦合产生的物理化学反应及生物化学作用,通过将Fe、Mn及其它特征污染物形成沉淀进入沉积物中或被吸收转化成为生物体组成部分等途径来实现AMD的生态净化。但目前在该领域内,国内外的研究主要将关注点放在基质改良及“超富集”植物的筛选上,而忽略了湿地是一个综合处理系统。人工湿地处理重金属废水研究中,对湿地系统内基质改良以及植物筛选方面取了一定的成果,但在二者的耦合作用下对废水中特征重金属迁移转化及效应方面的研究较少,限制了湿地处理系统对含重金属废水特别是在AMD处理领域的应用。另外,在湿地植物衰亡过程中,湿地植物根、茎、叶等大量凋落物会为湿地系统中提供大量的活性有机质（微生物碳源及还原性物质）,凋落物的分解过程不仅对废水中重金属进入沉积物环境会产生重要影响,且对沉积物中重金属的活性（其稳定性导致的二次释放）也将产生重要影响,尤其是近年来水体沉积物中重金属的二次释放产生的污染的调控已经成为学术界和工程界普遍关注的环境问题。此外,工业或矿山废水中往往含有多种复合污染物,寻找同时能富集多种重金属的植物难度较大,特别是在处理酸度较大且含有高浓度Fe、Mn及其他多种重金属元素的AMD时面临的问题更为突出。因此在使用人工湿地处理AMD过程中,深入分析AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征,寻找耐酸、生物量大且抗逆性强的湿地植物及填料,并揭示AMD-湿地系统对AMD中Fe、Mn等特征污染物的净化机制,对富含多种重金属的AMD的生态净化尤为重要。本文以AMD-湿地处理系统为研究对象,对AMD-野外人工湿地和AMD-小型模拟人工湿地中不同取样点的水体、沉积物、孔隙水以及湿地植物（节节草）进行取样分析,综合揭示AMD-湿地系统中水体、沉积物、孔隙水以及节节草中Fe、Mn以及其它相关指标的时空变化规律;在此基础上,通过小型模拟人工湿地实验,研究了不同条件下(初始Fe2+浓度、p H、Mn)节节草对Fe的富集和转运特征;同时分析了湿地系统内沉积物中的铁氧化物、锰氧化物、有机质,以及湿地系统内不同类型有机质（难溶有机质、溶解性有机质及不含有机质）对沉积物吸附Fe、Mn的影响;在此基础上系统研究了湿地活体植物节节草的参与、节节草凋落物的腐解以及接种还原性微生物对Fe、Mn在“水体-沉积物-节节草”中的分布特征及湿地处理系统对AMD中重金属的综合净化机制,通过以上相关研究,得到以下认识:（1）AMD-湿地系统对Fe、Mn及其它重金属的净化作用受水文季节的影响较大。枯水期AMD-野外自然湿地在湿地出口处Fe、Cu、Zn、Al浓度分别是对照组的6.7、1.2、9.6和31倍,Fe、Mn、Pb、Cd、Cr和As最大含量分别是《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）（III）类的135、29.1、10.66、30.8、1.97和36.2倍;AMD-小型人工湿地中,在平水期AMD中Fe、Mn浓度高于枯水期和丰水期,枯水期Cu、Zn、Al、SO42-浓度分别是对照组的1.67～1.83、9.25～13.82、16.7～38.2和9.07～12.67倍。在丰水期湿地出口处Fe未超标,枯水期超标1.3倍,平水期超标达14.23倍,平水期Mn超标4倍,Pb、Cd、Cr和As超标严重,枯水期其出口处超标倍数分别为7.58、19.4、1.47和24.2,Cu、Zn在各点处均未超标。（2）AMD-人工湿地系统内沉积物及沉积物孔隙水中重金属含量差异较大。沉积物中各重金属元素含量为:Fe>Al>Mn>Zn>Cr>Pb>As>Cu>Cd>Ni,自然湿地系统中,各元素与《贵州表生沉积物地球化学背景值》相比较结果显示,除Ni外,其余元素的含量均超过相应标准值,其中元素Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、Al、As的最大超标倍数分别为9、13.9、2.6、3.9、3.4、11.6、1.5、4.8和5.6倍。相应小型人工湿地沉积物中各元素浓度最大值是其背景值的5.6、8.8、2.4、2.7、3、10.6、1.5、3.7、3.8倍;沉积物孔隙水中各元素的分布规律为Fe>Mn>Al>As>Pb>Zn>Cu>Cd>Ni>Cr,其中Fe、Mn在根际孔隙水中含量明显小于其在非根际沉积物中孔隙水的含量。（3）节节草对AMD中重金属表现出较强的富集能力,且受AMD特征污染物的显着影响。节节草对Fe、Mn、Cu、Cd等具有较强的富集能力,对Zn、Pb、Cr、Ni具有一定的富集作用,除Mn外,多种元素被富集在节节草根表部位,Mn则在节节草根表、根内以及地上部分均有较高的富集量。（4）不同初始Fe2+浓度、p H、Mn均会影响Fe在节节草体内的富集和转运特征。初始Fe2+浓度为0～150 mg/L时,节节草根表Fe的含量随着初始Fe浓度的增加而增加,初始Fe2+浓度为200 mg/L时,节节草根表富集Fe量明显降低;p H为6时,节节草根表、根内及地上Fe含量均达到最大值;当Mn浓度小于5 mg/L时,低浓度Mn促进了根表Fe含量的增加,且有利于根表Fe向根内及地上部分的转运;当Mn的浓度为20 mg/L时,高浓度Mn则抑制了节节草对Fe的富集。（5）沉积物中的各类矿物组分及湿地植物产生的有机质对Fe、Mn具有明显的吸附规律。Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述各类非残态矿物组分对Fe、Mn的等温吸附过程。一级动力学、Elovich以及双常数方程均能很好地表征非残渣态矿物组分对Fe的吸附动力学特征,对Mn的吸附使用一级动力学和Elovich方程拟合效果较好,在表层沉积物中,锰氧化物与有机质在沉积物吸附Fe的过程中起到了重要的作用,而铁氧化物在沉积物吸附Mn的过程中具有重要作用;Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述含不同类型有机质沉积物对Fe的等温吸附过程,Langmuir能较好地表征含不同类型沉积物对Mn的等温吸附特征。使用一级动力学和Elovich均能很好地表征Fe、Mn在各类沉积物中的吸附动力学特征,在表层沉积物中,难溶性有机质在沉积物吸附Fe、Mn的过程中起到重要的作用,溶解性有机质显着地降低了沉积物对Fe、Mn的吸附效果。（6）节节草对Fe、Mn在表层沉积物的分布具有显着影响。节节草对Fe在表层沉积物中有明显的根际累积效应,Mn在表层沉积物中含量增加,但无明显的根际效应;根际沉积物中铁锰氧化物结合态Fe含量升高是节节草根际Fe含量增加的主要原因,表层沉积物中弱酸提取态Mn含量升高是沉积物中Mn含量增加的主要原因;栽种节节草对总Fe在孔隙水中的分布有显着影响,对孔隙水中Mn浓度的变化无显着影响;实验过程中,节节草根表、根内以及地上部分Fe含量持续增加,Mn元素主要富集在节节草的根表和地上部分。（7）湿地植物节节草凋落物对AMD中Fe、Mn向沉积物的迁移转化产生明显影响。节节草凋落物腐解抑制了AMD中Fe、Mn向沉积物中迁移转化;凋落物腐解过程使沉积物中有机碳（OC）及溶解性有机碳（DOC）显着或极显着增加,并促进了沉积物Fe、Mn的溶解释放;凋落物腐解促进铁锰氧化物结合态Fe、Mn向弱酸提取态和有机质结合态之间的转化,腐解过程增加了孔隙水中Fe、Mn和总有机碳（TOC）的浓度,降低了Fe、Mn在节节草根表的富集。（8）沉积物中接种还原性微生物硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria,SRB）对沉积物中特征污染物赋存形态具有明显影响。接种SRB会降低上覆水体中Fe、Mn、Cu的浓度,对上覆水Zn的浓度影响较小。接种SRB会降低沉积物中铁锰氧化物结合态和弱酸提取态Fe、Mn、Cu的含量,使有机质结合态Fe、Mn、Cu的含量增加。接种SRB促进弱酸提取态Zn和铁锰氧化态Zn之间的转化。（9）湿地系统内沉积物中接种还原性微生物SRB可对AMD、沉积物及沉积物孔隙水中特征污染物的赋存形态具有显着或极显着影响,但对湿地植物吸收、富集和转运Fe、Mn无显着影响。湿地系统中,在沉积物中接种SRB会显着降低AMD中Fe2+和总Fe、Mn、SO42-和TOC,最终使得上覆AMD中污染物转移至沉积物中,同时显着或极显着地降低沉积物OC及DOC含量,使表层沉积物中Fe、Mn含量显着增加。接种SRB后沉积物弱酸提取态和铁锰氧化物结合态Fe、Mn含量降低,增加了有机质结合态Fe、Mn含量,实现了沉积物中Fe、Mn从不稳定态向稳定态转化;沉积物中接种SRB使孔隙水中Fe2+、总Fe以及Mn的含量显着降低。接种SRB后,节节草根表Fe、Mn含量先降低后逐渐升高,节节草根内和地上Fe、Mn含量也有一定的增加,但增加幅度小于“凋落物”组中各部分Fe、Mn的增加量,接种SRB对节节草富集和转运Fe、Mn无显着影响。
刘言正[9]（2019）在《再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究》文中指出再生水已经成为缺水城市景观水体的重要补给水源,但由于其主要水质指标往往与地表水环境质量标准的要求有较大差距,因此,如何在再生水补水的条件下有效保障水体的水环境功能成为广受关注的重要命题。论文针对目前尚未解决的若干基本问题,在再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术方面开展了系统性的研究工作,通过全国代表性城市景观水体调研获得第一手实际资料,结合小型试验揭示了再生水中营养盐等典型污染物对水体水质的影响规律。在此基础上以水体的景观功效保障为主要目标,进行了城市景观水体的水质基准研究、再生水补水对景观水质的影响研究、原位和异位水质净化技术研究与功效评价以及水体景观功效提升综合对策研究。论文研究的主要成果如下:（1）城市水体的景观功效与水体透明度（SD）密切相关,因此,应以SD作为景观水质的综合指标。基于全国各地城市189个景观水体的调研和4个代表性水体的长期水质监测,以再生水作为补水来源的情况下,SD≥0.64m是水体景观水质保障的必要条件。研究表明,水中藻类繁殖程度对SD的影响最大且具有很强的相关性,以叶绿素a（Chl-a）作为藻类控制指标,与SD对应的基准建议值为10mg/m3。由于营养盐是造成藻类繁殖的主要原因,根据水体总氮（TN）和总磷（TP）浓度与Chl-a的相关性分析结果,提出了不同地域水体TN和TP的基准建议值为:半干旱地区TN=12mg/L,TP=0.3mg/L;半湿润地区TN=10mg/L,TP=0.2mg/L;湿润地区TN=5mg/L,TP=0.1mg/L。（2）针对景观水体的富营养化问题,以铜绿微囊藻为控制对象,通过系列实验,研究了营养盐和微量金属元素对藻类繁殖的影响。结果表明,除TN、TP及N/P外,水中共存的微量金属元素Fe、Mn、Zn、Cu等在一定的浓度范围内（Fe:5001000μg/L,Mn:2080μg/L,Zn:0.55μg/L,Cu:110μg/L）均会促进藻类的生长。以常量营养物及微量金属元素为评价因素,分别建立了以Chl-a为评价目标的水质矩阵,通过分析确立了各个因素的影响权重,从而判明常量营养物中N/P值是水体景观水质调控的主因素,其次是正磷酸盐、氨氮、硝态氮、聚磷酸盐;微量金属元素中Mn是主控因素,其次是Fe、Zn、Cu。（3）针对再生水补水比例和换水周期对水体景观功效的影响开展实验研究,结果表明,以稳定达到一级A水质的再生水进行水体补水,在再生水比例不超过50%的情况下,水体水质容易稳定维持在基准建议值的水平,在常规换水条件下可维持水体景观功效;再生水补水比例超过50%,水体水质明显有随时间恶化的趋势,需要通过缩短换水周期使水体水质维持在基准建议值的水平;完全采用再生水补水的情况下,春秋季的适宜换水周期应控制在5日之内,夏季的适宜换水周期则应控制在3日之内。（4）研究了水体原位净化和异位处理的水质改善功效。结果表明,采用再生水补水的情况下水体的复氧系数(平均0.15 d-1)低于常规水体的复氧系数(0.40d-1左右),因此曝气增氧是提高水体自净能力的重要措施,且应根据再生水补给量和除碳脱氮需求来确定曝气量。结合实际案例研究了生态-生物多元组合水质原位净化技术,采用生态浮床进行原位净化的条件下,通过底部立体弹性载体的生物挂膜作用、轻质陶粒充填浮垫的吸附作用、顶部挺水植物的吸收作用,可实现水中氮磷的有效原位去除。与原位净化相比,以生态过滤为代表的旁路循环异位处理具有更好的污染物去除能力,且能同时实现水体的水力调控,在换水周期长下,是保障城市水体景观功效的有力措施。（5）以西安思源学院再生水补水的人工景观湖为典型案例,研究了城市景观水体水质改善和景观功能提升的综合技术。长期水质检测和水质模拟分析结果表明,通过合理的水力调控、因地制宜的自然增氧、以水生植物种植为主的水体生境改善,在完全采用再生水补水的条件下,无需进行旁路循环处理,也能充分保证人工湖的景观功效。
张翠[10]（2019）在《海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究》文中提出环境内分泌干扰物（EDCs）是我国近岸海域检出频率较高的一类新型污染物。它们进入靶细胞后,可以与体内激素竞争结合受体,形成激素-受体复合物,干扰人类和动物的正常激素水平的维持,从而对机体的生长发育、神经系统和免疫系统等产生多方面影响。更重要的是,这些环境内分泌干扰物质的内分泌干扰效应甚至可以在极低的浓度下发生。人为输入、工业化发展和自然灾害输入的增加都在加剧EDCs对沿海环境的潜在威胁。本论文以“海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究”为研究方向,评估了全国海岸带地区水环境中环境内分泌干扰物的污染特征及生态健康风险,考察了极端条件下绿潮藻及重要潮间带藻类对典型环境内分泌干扰物的去除作用,明确了不同作用机制下藻类对典型环境内分泌的去除潜力;研究了典型环境内分泌干扰物在绿潮藻凋萎物上的吸附-解吸过程,同时考察了环境因素对选定环境内分泌干扰物吸附-解吸过程的影响;针对藻类生物质量大的特点开发了一系列藻类生物质材料,并将其应用于典型环境内分泌干扰物的污染控制。（1）环境内分泌干扰物污染已经成为海岸带区域亟待解决和关注的重要问题。通过区域采样调查,获得沿海海域多环芳烃类（PAHs）、酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的浓度变化范围。约84%的采样点处于PAHs中等污染水平,31%的采样点对儿童表现出高致癌风险。雌激素活性分析发现,采样点中类固醇类EDCs雌激素当量范围为9-278 ng L-1,其值远高于欧盟的相关生态安全标准(1 ng L-1),对受纳水体中水生生物具有潜在的内分泌干扰效应。（2）典型绿潮藻对于目标污染物的去除可能是沿海水环境中典型环境内分泌干扰物去除的新驱动机制。研究体系中,绿潮藻对3种污染物的去除率为壬基酚（NP,97.4%）>双酚A（BPA,94.3%）>菲（Phe,92.0%）。目标污染物的去除是多种机制共同作用的结果,其降解机理的差异性主要与污染物自身的理化性质有关。对于Phe和NP的去除主要涉及藻类吸收、藻类吸附、微生物作用和非生物因素作用;对于BPA的去除主要涉及藻类吸收和微生物共同作用。现场观测实验中,绿潮爆发区域目标污染物浓度均要低于没有发生绿潮的邻近区域。（3）典型潮间带藻类孔石莼在海岸带区域BPA和NP污染修复方面具有一定的潜力,去除率NP（95.7%）>BPA（80.3%）。虽然孔石莼对两种污染物的去除能力低于绿潮藻,但作为重要的潮间带藻类,其在污染物去除方面所做出的贡献仍然具有重要意义。去除机制主要包括污染物非生物损失、藻类表面吸附作用、藻类吸收作用以及微生物作用。（4）光藻耦合和菌藻耦合机制是藻类去除内分干扰物的2种重要机制。在光藻耦合系统,光照可以使孔石莼对BPA的去除效率提升46%,且在光照反应体系观察到2种光解产物的形成。对于菌藻耦合系统,成功分离出藻类表面的附生菌。通过高通量测序进一步确认了混合菌的群落组成,主要由芽胞杆菌属Bacillus、微小杆菌属Exiguobacterium、虚构芽胞杆菌属Fictibacillus和短芽胞杆菌属Brevibacillus组成,其中以芽胞杆菌属Bacillus最为丰富。由于芽孢杆菌已被证实是环境内分泌干扰物的有效降解菌,因此进一步证实了菌藻共生系统降解环境内分泌干扰物中的菌藻协同作用。（5）海藻的凋亡可能为受PAHs污染的沿海环境提供一种新的自然修复途径。凋亡绿潮藻凋萎物对于萘（Naph）、菲（Phe）和苯并[a]芘（Ba P）均具有快速的吸附去除效率,去除能力为Naph<Phe<Ba P。脂质组分在浒苔凋萎物吸附污染物过程中具有重要作用。PAHs的吸附量与PAHs的初始浓度之间具有良好的线性关系（R2≥0.99）。3种PAHs缓慢的解吸动力学过程和极低的解吸率（<16%）表明PAHs被牢固地锁定在绿潮藻凋萎物中。（6）研发了两种能够实现海藻生物质高值利用的新技术。使用水热法分别制备获得氮含量为2.6%的浒苔基生物炭和具有磁性的硫修饰浒苔基炭铁复合材料,并对材料特性进行了表征。将制备的浒苔基生物炭材料（AC）应用于双酚A（BPA）的吸附去除发现,超过90%的BPA在4小时内被去除,且吸附过程遵循拟二级动力学模型。将改性获得的硫修饰浒苔基炭铁复合材料应用于四溴双酚A（TBBPA）的去除发现,24 h内TBBPA在S-n ZVI/AC复合处理中的去除率（84%）优于其在AC处理中的去除率（58%）,证实了使用硫化物改性藻基生物炭是提升TBBPA去除效率的有效方法。批实验中在S-n ZVI/AC系统中检测到4种TBBPA转化产物的生成,分别为三溴双酚A、二溴双酚A、单溴双酚A和双酚A,从而实现了TBBPA在材料表面通过化学还原作用的原位降解。循环实验结果表明,相较于藻基生物炭材料,硫修饰浒苔基炭铁复合材料表现出了更高的去除效率和高转化TBBPA性能,在环境内分泌干扰物污染控制方面具有广泛的应用前景。本论文的创新点如下:（1）研究了大型海藻（草）对于典型环境内分泌干扰物的去除作用,证实了大型海藻去除该类污染物的潜力,发现了海藻扩繁条件下近岸海域环境内分泌干扰物自净过程的新驱动机制,进而阐明了海岸带及近海岸带生态恢复工程对该类污染物原位强化去除机制。相关研究成果可为认识近岸海域该类污染物的净化过程和修复提供理论依据和技术支撑。（2）采用快速水热法炭化工艺和“一步合成法”制备了富氮藻基炭和还原硫赋存型生物炭铁复合材料,相关研究成果可为海藻生物质的高值化利用提供技术选择。
二、植物吸收环境中金属元素的动力学模型（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、植物吸收环境中金属元素的动力学模型（论文提纲范文）
（1）微生物条件下土壤-玉米体系Zn同位素分馏机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 Zn的地球化学特征 |
| 1.1.1 Zn的基本性质 |
| 1.1.2 Zn同位素基本概念 |
| 1.1.3 不同地质储库的Zn同位素组成 |
| 1.1.4 Zn的生物地球化学循环 |
| 1.2 影响Zn同位素分馏的主要因素 |
| 1.2.1 离子交换导致的Zn同位素分馏 |
| 1.2.2 吸附过程中的Zn同位素分馏 |
| 1.2.3 淋滤过程引起的Zn同位素分馏 |
| 1.2.4 沉淀过程中的Zn同位素分馏 |
| 1.2.5 岩浆结晶分异过程中的Zn同位素分馏 |
| 1.2.6 生物参与过程中的Zn同位素分馏 |
| 1.2.7 微生物对Zn同位素分馏的影响 |
| 1.3 微生物对土壤环境中重金属活性的影响 |
| 1.3.1 微生物对重金属离子的生物吸附和富集 |
| 1.3.2 微生物对重金属的溶解和沉淀 |
| 1.3.3 微生物对重金属的氧化还原 |
| 1.3.4 微生物对重金属-有机络合物的生物降解 |
| 1.3.5 微生物对重金属的生物有效性的影响 |
| 1.4 选题依据及研究意义 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容、方法及工作量 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 完成的工作量 |
| 1.6 论文创新点 |
| 第2章 土壤-植物体系Zn的迁移转运机制及同位素分馏 |
| 2.1 植物体内Zn的存在形式 |
| 2.2 Zn~(2+)在植物体内区室化作用 |
| 2.3 植物根系对Zn的吸收动力学 |
| 2.4 植物体内Zn离子跨膜运输蛋白 |
| 2.5 Zn~(2+)在植物体内的螯合机理 |
| 2.6 土壤根际过程产生的同位素分馏 |
| 2.6.1 土壤固相-液相吸附解吸过程产生的同位素分馏 |
| 2.6.2 植物根系活化作用对土壤中重金属的迁移与同位素组成的影响 |
| 2.6.3 根系吸收过程产生的同位素分馏 |
| 2.6.4 植物根系质外体对金属的吸附过程产生的同位素分馏 |
| 2.6.5 植物根系共质体对金属的吸收过程产生的同位素分馏 |
| 2.7 从根部向地上转运过程产生的同位素分馏 |
| 2.7.1 木质部对Zn被动运输过程中产生的同位素分馏 |
| 2.7.2 木质部对Zn主动运输过程中产生的同位素分馏 |
| 2.7.3 随木质部汁液向上运输的木质部转运过程产生的同位素分馏 |
| 2.8 本章小节 |
| 第3章 Zn同位素研究方法及技术手段 |
| 3.1 实验环境及器材 |
| 3.1.1 实验环境 |
| 3.1.2 试剂的清洗及纯化 |
| 3.2 标准物质及消解方法 |
| 3.2.1 土壤标准物质及消解方法 |
| 3.2.2 玉米标准物质及消解方法 |
| 3.3 化学分离和纯化 |
| 3.4 质谱分析 |
| 3.4.1 质谱仪测试条件 |
| 3.4.2 仪器质量分馏校正 |
| 第4章 实验方案的设计及过程 |
| 4.1 温室概况 |
| 4.2 实验方案的设计 |
| 4.3 土壤的采集及处理 |
| 4.4 土壤孔隙水的采集 |
| 4.5 玉米的培育及采集 |
| 4.5.1 玉米种子的播种 |
| 4.5.2 玉米生长期间施肥 |
| 4.5.3 玉米根、茎、叶样品的采集 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 土壤-孔隙水体系中Zn同位素分馏特征及影响因素 |
| 5.1 玉米、微生物对土壤-孔隙水体系中Zn同位素分馏的影响 |
| 5.1.1 玉米对土壤-孔隙水体系中Zn同位素分馏的影响 |
| 5.1.2 微生物对土壤-孔隙水体系中Zn同位素分馏的影响 |
| 5.2 土壤-孔隙水体系中DOC值变化特征及对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.2.1 DOC含量测定 |
| 5.2.2 玉米组与无玉米组土壤孔隙水中DOC含量特征 |
| 5.2.3 不同微生物条件下土壤孔隙水中DOC含量特征 |
| 5.2.4 土壤-孔隙水体系中DOC含量变化对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.3 土壤-孔隙水体系中pH值特征及对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.3.1 玉米组与无玉米组土壤孔隙水中pH值特征 |
| 5.3.2 不同微生物条件下土壤孔隙水中pH值特征 |
| 5.3.3 土壤-孔隙水体系中pH的变化对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.4 土壤-孔隙水体系中Zn浓度特征及对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.4.1 玉米组与无玉米组土壤孔隙水中Zn浓度特征 |
| 5.4.2 不同微生物条件下土壤孔隙水中Zn浓度特征 |
| 5.4.3 土壤-孔隙水体系中Zn浓度的变化对Zn同位素分馏的影响 |
| 5.5 Zn在土壤-孔隙水体系中的转运过程及同位素分馏模型 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 土壤-玉米体系中Zn同位素分馏特征 |
| 6.1 玉米各部位生物量及与同位素分馏的关系 |
| 6.1.1 不同微生物条件下玉米各部位生物量 |
| 6.1.2 不同微生物条件下玉米各部位生物量与同位素分馏的关系 |
| 6.2 玉米各部位Zn含量及与同位素分馏的关系 |
| 6.2.1 不同微生物条件下玉米各部位Zn含量特征 |
| 6.2.2 不同微生物条件下玉米各部位Zn浓度与同位素分馏的关系 |
| 6.3 不同微生物条件下玉米根中Zn同位素分馏特征 |
| 6.3.1 自然条件下根中Zn同位素的分馏 |
| 6.3.2 灭菌后重构微生物条件下根中Zn同位素的分馏 |
| 6.3.3 灭菌条件下根中Zn同位素的分馏 |
| 6.4 不同微生物条件下茎和叶中Zn同位素的分馏 |
| 6.4.1 自然条件下茎和叶中Zn同位素的分馏 |
| 6.4.2 灭菌后重构微生物条件下茎和叶中Zn同位素的分馏 |
| 6.4.3 灭菌条件下径和叶中Zn同位素的分馏 |
| 6.5 不同微生物条件下籽粒中Zn同位素的分馏 |
| 6.5.1 自然条件下籽粒中Zn同位素的分馏 |
| 6.5.2 灭菌后重构微生物条件下籽粒中Zn同位素的分馏 |
| 6.5.3 灭菌处理条件下籽粒中Zn同位素的分馏 |
| 6.6 Zn在土壤-玉米体系的转运过程及同位素分馏模型 |
| 6.6.1 微生物作用下Zn从根系土-根的转运过程及同位素分馏模型 |
| 6.6.2 微生物作用下Zn在根部径向转运的过程及同位素分馏模型 |
| 6.6.3 微生物作用下Zn在玉米内的分配过程及同位素分馏模型 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 不同微生物条件下土壤-玉米体系的瑞利分馏模型 |
| 7.1 土壤-玉米体系瑞利分馏模型的理论基础 |
| 7.2 不同微生物条件下土壤-玉米体系瑞利分馏模型的意义 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论 |
| 后续工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
| 附录 |
| 附表一 微生物条件下土壤、孔隙水的理化参数及Zn同位素组成 |
| 附表二 微生物条件下玉米各部位理化参数及Zn同位素组成 |
（2）秸秆生物炭改良土壤和修复重金属污染的效能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.2 生物炭的制备与性质概述 |
| 1.3 秸秆生物炭改性方法及其研究进展 |
| 1.4 生物炭在土壤改良中的研究进展 |
| 1.5 生物炭在重金属污染土壤修复中的研究进展 |
| 1.6 研究目的意义、主要内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究的目的意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 改性秸秆生物炭的制备方法 |
| 2.2.1 发酵废液改性秸秆生物炭(FMB)的制备 |
| 2.2.2 城市污泥改性秸秆生物炭(SMB)的制备 |
| 2.3 改性秸秆生物炭的表征方法 |
| 2.3.1 生物炭的产率测定 |
| 2.3.2 含水率、灰分、挥发分、固定碳测定 |
| 2.3.3 元素组成分析 |
| 2.3.4 金属含量测定 |
| 2.3.5 pH和CEC测定 |
| 2.3.6 表面形貌分析 |
| 2.3.7 孔径特征分析 |
| 2.3.8 表面官能团分析 |
| 2.3.9 表面晶体结构分析 |
| 2.4 发酵废液改性秸秆生物炭改良沙土的试验设计 |
| 2.5 污泥改性秸秆生物炭修复铅、镉污染土壤的试验设计 |
| 2.6 污泥改性秸秆生物炭对铅、镉离子的吸附试验设计 |
| 2.7 分析检测方法 |
| 2.7.1 发酵废液组分分析方法 |
| 2.7.2 土壤理化性质分析方法 |
| 2.7.3 土壤微生物活性分析方法 |
| 2.7.4 重金属形态分析方法 |
| 2.7.5 土壤生态风险评价方法 |
| 2.8 数据分析及处理 |
| 3 改性秸秆生物炭的制备与表征研究 |
| 3.1 改性秸秆生物炭的基本性质分析 |
| 3.1.1 生物炭的产率 |
| 3.1.2 组成成分分析 |
| 3.1.3 金属含量分析 |
| 3.1.4 pH和CEC分析 |
| 3.2 改性秸秆生物炭的形貌特征及官能团分析 |
| 3.2.1 表面形貌分析 |
| 3.2.2 孔径特征分析 |
| 3.2.3 表面官能团分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 发酵废液改性秸秆生物炭改良沙化土壤的效能研究 |
| 4.1 发酵废液改性秸秆生物炭对沙土理化性质的影响 |
| 4.1.1 FMB对沙土pH值的影响 |
| 4.1.2 FMB对沙土CEC值的影响 |
| 4.1.3 FMB对沙土中有机质含量的影响 |
| 4.1.4 FMB对沙土中氮磷钾含量的影响 |
| 4.2 发酵废液改性秸秆生物炭对微生物活性的影响 |
| 4.3 发酵废液改性秸秆生物炭对植物生长的影响 |
| 4.4 发酵废液改性秸秆生物炭热解过程途径分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 城市污泥改性秸秆生物炭修复铅、镉污染土壤的效能与机理 |
| 5.1 城市污泥改性秸秆生物炭对铅、镉污染的吸附特性研究 |
| 5.1.1 SMB对铅、镉离子的吸附效能研究 |
| 5.1.2 SMB对铅、镉离子的吸附动力学研究 |
| 5.1.3 SMB对铅、镉离子的吸附平衡研究 |
| 5.2 城市污泥改性秸秆生物炭对污染土壤性质和植物生长的影响 |
| 5.2.1 SMB对污染土壤理化性质的影响 |
| 5.2.2 SMB对土壤中植物生长的影响 |
| 5.2.3 SMB对根系微生物活性的影响 |
| 5.3 城市污泥改性秸秆生物炭对土壤中重金属含量与形态分布影响 |
| 5.3.1 SMB对单一污染土壤中铅、镉含量和形态影响 |
| 5.3.2 SMB对复合污染土壤中铅、镉含量和形态影响 |
| 5.3.3 SMB对污染土壤中重金属的钝化机理研究 |
| 5.4 城市污泥改性秸秆生物炭修复重金属污染土壤的生态风险评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（3）热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 矿区土壤重金属污染现状 |
| 2.1.1 矿区土壤重金属污染分布 |
| 2.1.2 矿区土壤重金属污染来源 |
| 2.1.3 贵州矿区土壤重金属污染现状 |
| 2.2 热转化生物质修复土壤重金属污染研究 |
| 2.2.1 热转化生物质的制备及特性 |
| 2.2.2 热转化生物质修复重金属污染机理 |
| 2.2.3 热转化生物质修复重金属污染现状 |
| 2.3 植物修复土壤重金属污染研究 |
| 2.3.1 植物修复重金属污染机理 |
| 2.3.2 植物修复重金属污染现状 |
| 2.3.3 植物修复强化措施 |
| 2.4 热转化生物质联合植物修复重金属污染研究 |
| 2.4.1 联合修复对土壤重金属的影响 |
| 2.4.2 联合修复对土壤环境的影响 |
| 2.4.3 联合修复对植物生长的影响 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究方案 |
| 3.4.1 试验材料 |
| 3.4.2 热转化锯木屑修复重金属试验 |
| 3.4.3 草本植物修复重金属试验 |
| 3.4.4 材料与植物联合修复土壤重金属试验 |
| 3.5 分析方法 |
| 3.5.1 土壤重金属指标 |
| 3.5.2 土壤理化指标 |
| 3.5.3 植物重金属指标 |
| 3.5.4 植物生理生化指标 |
| 3.5.5 试验仪器 |
| 3.6 数据处理和统计分析 |
| 3.6.1 数据处理 |
| 3.6.2 土壤污染评价 |
| 3.6.3 吸附模型分析 |
| 4 研究区土壤重金属污染特征研究 |
| 4.1 土壤样品采集 |
| 4.2 土壤参数分析 |
| 4.3 土壤重金属污染来源分析 |
| 4.3.1 重金属相关性分析 |
| 4.3.2 重金属主成分分析 |
| 4.4 土壤重金属污染水平分析 |
| 4.4.1 地累积指数分析 |
| 4.4.2 潜在生态风险分析 |
| 4.5 土壤修复污染背景分析 |
| 4.6 小结 |
| 5 热转化锯木屑对重金属污染修复研究 |
| 5.1 材料基本性质 |
| 5.2 水溶液重金属吸附过程研究 |
| 5.2.1 吸附影响因素研究 |
| 5.2.2 吸附等温过程研究 |
| 5.2.3 吸附动力学过程研究 |
| 5.2.4 脱吸附及再吸附过程研究 |
| 5.2.5 二元金属体系竞争吸附研究 |
| 5.2.6 吸附行为研究 |
| 5.3 土壤重金属稳定过程研究 |
| 5.3.1 重金属浸出毒性研究 |
| 5.3.2 重金属生物有效性研究 |
| 5.3.3 重金属形态研究 |
| 5.4 土壤中Pb分子形态的影响研究 |
| 5.4.1 土壤Pb元素XANES光谱研究 |
| 5.4.2 土壤含Pb化合物组成拟合研究 |
| 5.4.3 添加材料对Pb污染的修复机理研究 |
| 5.5 热转化锯木屑修复潜力分析 |
| 5.6 小结 |
| 6 草本植物对土壤重金属污染修复研究 |
| 6.1 植物对污染土壤的修复潜力研究 |
| 6.1.1 植物对重金属去除能力研究 |
| 6.1.2 植物对重金属固定能力研究 |
| 6.2 植物在污染土壤中的耐性研究 |
| 6.2.1 重金属对植物长度影响 |
| 6.2.2 重金属对植物酶活影响 |
| 6.3 植物修复对土壤环境的影响研究 |
| 6.3.1 土壤酶活变化 |
| 6.3.2 土壤微生物群落变化 |
| 6.4 植物体内Pb的分子形态研究 |
| 6.4.1 植物体内Pb的XANES光谱分析 |
| 6.4.2 植物体内含Pb化合物组成分析 |
| 6.4.3 植物对土壤Pb污染的修复机理分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 材料与植物联合修复土壤重金属污染研究 |
| 7.1 联合修复过程对土壤重金属的影响研究 |
| 7.1.1 土壤重金属含量变化 |
| 7.1.2 土壤重金属浸出毒性及生物有效性变化 |
| 7.1.3 土壤重金属形态变化 |
| 7.2 联合修复过程对根际土壤环境影响研究 |
| 7.2.1 根际土壤DOM变化 |
| 7.2.2 根际土壤酶活变化 |
| 7.2.3 根际土壤微生物群落变化 |
| 7.3 联合修复过程对植物的影响研究 |
| 7.3.1 植物根系分泌物变化 |
| 7.3.2 植物体内酶活变化 |
| 7.3.3 植物地上及根部重金属含量分布 |
| 7.3.4 植物亚细胞组织重金属含量分布 |
| 7.4 联合修复对Pb在植物体分布影响研究 |
| 7.4.1 根组织中Pb分布研究 |
| 7.4.2 叶组织中Pb分布研究 |
| 7.5 联合修复潜力分析 |
| 7.6 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（4）土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 痕量元素来源及赋存状态 |
| 1.2.2 土壤-植被-大气体系下植物对痕量元素的积累 |
| 1.2.3 土壤-植被-大气体系下影响生物有效性的主要因素 |
| 1.2.4 兼量元素胁迫特征对植物修复效率的影响 |
| 1.2.5 土壤-植被-大气连续体下痕量元素的迁移模拟 |
| 1.2.6 土壤-植被-大气连续体下土壤修复优化管理 |
| 1.3 论文研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方案 |
| 第2章 痕量元素在矿区水土环境中的迁移转化规律及溯源分析 |
| 2.1 背景介绍 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 调查区域和样品收集 |
| 2.2.2 化学分析 |
| 2.2.3 统计分析 |
| 2.2.4 健康风险评估 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 地球化学和矿物学性质 |
| 2.3.2 土壤和水资源中的痕量元素污染 |
| 2.3.3 污染指数和富集因子 |
| 2.3.4 痕量元素的潜在生态风险 |
| 2.3.5 表面痕量元素的健康风险评估 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 小型废弃金属矿区排水对农田灌溉水重金属污染影响的数值模拟 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 数据获取与分析 |
| 3.2.1 调查区域 |
| 3.2.2 数据来源 |
| 3.2.3 模拟方法 |
| 3.2.4 模型率定和验证 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 结果及分析 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 矿区土壤重金属污染生态风险评估模型(FEM-ENA) |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 创建几何和网格划分 |
| 4.2.2 NEA中flow currency的转变 |
| 4.2.3 生态风险评估方法 |
| 4.2.4 网络控制分配 |
| 4.2.5 直接风险评估 |
| 4.2.6 整体风险评估 |
| 4.3 案例分析 |
| 4.4 研究内容 |
| 4.4.1 能源网络的数值矩阵和拓扑流程 |
| 4.4.2 输入风险 |
| 4.4.3 直接风险和整体风险 |
| 4.4.4 灵敏度分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 区间残留重金属浓度下矿区植物修复的最佳种植模式分析 |
| 5.1 背景介绍 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 研究地点和样品收集 |
| 5.2.2 化学分析 |
| 5.2.3 植物修复过程的建模 |
| 5.2.4 区间变换分析 |
| 5.2.5 基于区间分布的多准则决策分析 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.2 模拟痕量元素的吸收 |
| 5.3.3 基于区间的多准则决策分析 |
| 5.4 政策与建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（5）TiO2/LDH/GO复合材料的制备及光催化降解甲醛性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景以及研究目的、意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 室内甲醛概述 |
| 1.2.1 室内甲醛的来源 |
| 1.2.2 室内甲醛的理化性质 |
| 1.2.3 室内甲醛对人体的危害 |
| 1.3 室内甲醛的去除方法 |
| 1.3.1 污染源控制 |
| 1.3.2 通风 |
| 1.3.3 室内空气净化的方法 |
| 1.4 光催化技术研究现状 |
| 1.4.1 TiO_2光催化氧化的基本原理 |
| 1.4.2 制约二氧化钛光催化性能的因素 |
| 1.4.3 提高TiO_2光催化活性的方法 |
| 1.4.4 TiO_2复合材料的制备方法 |
| 1.5 课题研究内容以及技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料和试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 光催化反应模拟箱 |
| 2.4 L-H动力学模型 |
| 第3章 TiO_2/LDH/GO复合材料的制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 催化剂的制备 |
| 3.2.1 氧化石墨烯(GO)的制备 |
| 3.2.2 水滑石/氧化石墨烯(LDH/GO)的制备 |
| 3.2.3 二氧化钛/水滑石氧化/石墨烯(TiO_2/LDH/GO)的制备 |
| 3.3 催化剂的表征 |
| 3.3.1 XRD图像分析 |
| 3.3.2 比表面积和孔隙结构分析 |
| 3.3.3 SEM图像分析 |
| 3.3.4 FT-IR光谱分析 |
| 3.3.5 Raman光谱分析 |
| 3.3.6 XPS图像分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 光催化降解实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 甲醛的光催化降解实验 |
| 4.2.1 TiO_2/LDH/GO对甲醛的光降解效果 |
| 4.2.2 不同LDH/GO占比对甲醛去除效果的影响 |
| 4.2.3 不同煅烧温度对TiO_2/LDH/GO降解甲醛的影响 |
| 4.2.4 不同相对湿度对甲醛去除效率的影响 |
| 4.2.5 重复性实验 |
| 4.3 降解甲醛动力学研究 |
| 4.4 TiO_2/LDH/GO光催化甲醛机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）高铁酸钾辅助植物去除土壤中铅的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述与选题 |
| 1.1 土壤污染与铅污染土壤现况 |
| 1.1.1 土壤污染 |
| 1.1.2 土壤重金属污染 |
| 1.1.3 土壤铅污染 |
| 1.1.4 矿区土壤铅污染 |
| 1.2 铅在土壤中的形态及其迁移 |
| 1.2.1 铅在土壤中的形态及其转化 |
| 1.2.2 铅在土壤中的迁移 |
| 1.3 铅污染土壤的修复技术 |
| 1.3.1 工程修复 |
| 1.3.2 物理化学修复 |
| 1.3.3 植物修复 |
| 1.4 高铁酸钾的性质及应用 |
| 1.5 植物对铅的吸收及其耐性机制 |
| 1.5.1 限制铅离子的跨膜运输 |
| 1.5.2 根系分泌物对铅的影响 |
| 1.5.3 金属配位体对铅的络合 |
| 1.5.4 铅离子的区域化分布 |
| 1.6 影响植物吸收铅的因素 |
| 1.6.1 土壤条件 |
| 1.6.2 土壤中铅的存在形态 |
| 1.6.3 土壤中其他元素的影响 |
| 1.6.4 植物种类 |
| 1.6.5 其他因素 |
| 1.7 论文选题 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 1.7.4 研究创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 土壤土样来源及制备 |
| 2.1.1 土壤土样采集 |
| 2.1.2 土壤土样制备 |
| 2.2 试验主要试剂与仪器 |
| 2.2.1 试验主要试剂 |
| 2.2.2 试验主要仪器 |
| 2.3 试验溶液配制 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.5 实验分析测定方法 |
| 2.5.1 土壤基本理化性质检测方法 |
| 2.5.2 土壤、植物的消解方法 |
| 2.5.3 铅离子的检测方法 |
| 第三章 高铁酸钾强化土壤吸附固定铅 |
| 3.1 高铁酸钾投加量对铅吸附的影响 |
| 3.2 初始浓度对铅吸附效果的影响 |
| 3.3 pH对铅吸附效果的影响 |
| 3.4 温度对铅吸附效果的影响 |
| 3.5 时间对吸附效果的影响 |
| 3.6 高铁酸钾强化土壤固定铅的效果表征 |
| 3.6.1 高铁酸钾对被吸附铅浸出的影响 |
| 3.6.2 高铁酸钾对铅在土壤中吸附态的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 不同植物的生理特性及对铅的吸收规律 |
| 4.1 吸收铅特性植物的筛选 |
| 4.2 植物生理性状分析 |
| 4.2.1 植物生理性状测定 |
| 4.2.2 不同植物生理性状分析 |
| 4.3 水培实验植物对铅的吸收规律 |
| 4.3.1 植物水培预实验 |
| 4.3.2 植物水培实验结果分析 |
| 4.4 土培实验植物对铅的吸收规律 |
| 4.4.1 植物土培实验 |
| 4.4.2 植物土培实验结果分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 植物对含高铁酸钾土壤中铅的吸收规律 |
| 5.1 土壤初始铅含量对黑麦草、小向日葵吸收铅效果的影响 |
| 5.2 Fe/Pb质量比对黑麦草、小向日葵吸收铅效果的影响 |
| 5.3 湿度对黑麦草、小向日葵吸收铅效果的影响 |
| 5.4 pH对黑麦草、小向日葵吸收铅效果的影响 |
| 5.5 培养周期对黑麦草、小向日葵吸收铅效果的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 高铁酸钾辅助植物去除土壤中铅的机理分析 |
| 6.1 高铁酸钾对土壤中铅的吸附固定机理 |
| 6.2 植物对土壤中铅的吸收机理 |
| 6.3 高铁酸钾在植物对土壤中铅吸收过程的促进作用机理 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 生物地球化学循环与生物传输概述 |
| 1.2 海鸟的生物传输与氮循环研究进展 |
| 1.3 海鸟的生物传输与磷循环研究进展 |
| 1.4 海鸟的生物传输与重金属污染研究进展 |
| 参考文献 |
| 第2章 研究目标和研究内容 |
| 2.1 研究背景和意义 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 研究方法 |
| 参考文献 |
| 第3章 研究区域、样品采集和分析 |
| 3.1 东南极罗斯海维多利亚地 |
| 3.2 西南极乔治王岛 |
| 3.3 南海西沙群岛 |
| 3.4 样品处理与分析 |
| 参考文献 |
| 第4章 生物传输对偏远地区生态系统氮循环的影响 |
| 4.1 企鹅活动区土壤的氮含量及氮同位素特征 |
| 4.2 鸟粪输入对苔藓氮利用策略的影响 |
| 4.3 难言岛湖水、湖藻氮同位素值的梯度变化 |
| 4.4 企鹅活动区周围湖泊沉积物的氮同位素特征 |
| 4.5 东南极企鹅粪来源氮的循环过程 |
| 4.6 西南极企鹅的生物传输作用对氮循环的影响 |
| 4.7 西沙不同岛屿氮状况的空间分布特征 |
| 4.8 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 生物传输作用对东南极湖泊磷循环的影响 |
| 5.1 湖泊沉积物磷形态的分布特征 |
| 5.2 影响沉积物磷形态分布的主要控制因素 |
| 5.3 有机磷的矿化 |
| 5.4 鸟粪沉积物磷的动力学循环机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 生物传输与重金属污染研究 |
| 6.1 过去700年西沙粪土沉积物的重金属污染记录 |
| 6.2 热带海鸟食物的现代重金属污染调查 |
| 6.3 南极鸟粪土的Cd相态分布特征 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（8）AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 酸性矿山废水 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的来源及类型 |
| 1.2.2 AMD的形成机理 |
| 1.2.3 AMD引起的环境污染效应 |
| 1.3 人工湿地对Fe、Mn生物地球化学过程的影响 |
| 1.3.1 人工湿地基质对重金属的影响 |
| 1.3.2 植物对重金属生物地球化学过程的影响 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 创新点及技术路线图 |
| 1.5.1 本论文创新点 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 第二章 Fe、Mn在湿地系统中的分布特征 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 水样采集与处理 |
| 2.2.2 沉积物与孔隙水的采集与处理 |
| 2.2.3 植物采集与处理 |
| 2.3 样品测定方法 |
| 2.3.1 水样测定方法 |
| 2.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 2.3.3 节节草体内重金属测定方法 |
| 2.4 数据分析及评价方法 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 不同湿地系统中AMD各指标变化特征 |
| 2.5.2 不同湿地系统中沉积物理化特征 |
| 2.5.3 不同湿地系统中孔隙水的理化特征 |
| 2.5.4 湿地植物节节草对各元素的富集作用 |
| 2.5.5 湿地系统中各指标水平空间变化 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 节节草对AMD中Fe的富集作用研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.2 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.3 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.3 测定方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草生物量的影响 |
| 3.4.2 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.3 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.4 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 湿地表层沉积物对AMD中 Fe、Mn的吸附作用研究 |
| 4.1 供试材料 |
| 4.1.1 非残渣态矿物组分沉积物的制备方法 |
| 4.1.2 含不同类型有机质沉积物的制备方法 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 等温吸附实验 |
| 4.2.2 动力学吸附实验 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 沉积物中不同矿物组分对Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.2 不同矿物组分沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.3.3 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.4 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 节节草对AMD中 Fe、Mn在湿地系统中分布特征影响 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.2 样品的采集与处理 |
| 5.2.1 水样的采集与处理 |
| 5.2.2 沉积物与孔隙水的取样与处理 |
| 5.2.3 节节草取样与处理 |
| 5.3 样品测定方法 |
| 5.3.1 水样测定方法 |
| 5.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 5.3.3 节节草体内Fe、Mn测定方法 |
| 5.4 数据分析 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 植物对AMD中理化特征的影响 |
| 5.5.2 节节草对沉积物理化特征的影响 |
| 5.5.3 植物对孔隙水理化特征的影响 |
| 5.5.4 节节草对Fe、Mn富集及转运特征 |
| 5.5.5 相关性分析 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 节节草凋落物对AMD在湿地系统中分布特征影响 |
| 6.1 实验设计 |
| 6.2 样品的采集与处理 |
| 6.3 样品的测定方法 |
| 6.4 数据分析 |
| 6.5 结果与分析 |
| 6.5.1 凋落物腐解对AMD理化特征的影响 |
| 6.5.2 凋落物腐解对沉积物理化特征的影响 |
| 6.5.3 凋落物腐解对孔隙水理化特征的影响 |
| 6.5.4 凋落物腐解对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 6.5.5 相关性分析 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 凋落物与SRB耦合对“水体-沉积物”体系中重金属的影响 |
| 7.1 试验材料 |
| 7.2 试验设计 |
| 7.3 分析方法 |
| 7.3.1 水样的测定 |
| 7.3.2 沉积物及孔隙水各指标的测定 |
| 7.3.3 SRB活性的测定 |
| 7.4 结果与分析 |
| 7.4.1 “凋落物-SRB”耦合对上覆水体的影响 |
| 7.4.2 “凋落物-SRB”耦合对沉积物特性影响 |
| 7.4.3 “凋落物-SRB”耦合对孔隙水理化特征的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 湿地接种SRB对湿地特征污染物的净化作用 |
| 8.1 试验设计 |
| 8.2 样品的采集与处理 |
| 8.3 样品的测定方法 |
| 8.4 数据分析 |
| 8.5 结果与分析 |
| 8.5.1 湿地接种SRB对 AMD理化特征的影响 |
| 8.5.2 湿地接种SRB对沉积物理化特征的影响 |
| 8.5.3 湿地接种SRB对孔隙水理化特征的影响 |
| 8.5.4 沉积物中微生物活性的影响 |
| 8.5.5 湿地接种SRB对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 8.6 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附 录 |
| 附录一 :主要的学术成果 |
| 附录二 :参与学术会议 |
| 附录三 :参与科研项目 |
（9）再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 城市景观水体概述 |
| 1.1.1 城市景观水体的功能和分类 |
| 1.1.2 城市景观水体建设现状 |
| 1.2 城市景观水体水环境现状 |
| 1.2.1 城市景观水体补给水源 |
| 1.2.2 城市景观水体水质现状 |
| 1.2.3 存在的主要问题和发展趋势 |
| 1.3 再生水补给景观水体现状 |
| 1.3.1 再生水水质与水体水环境需求的协调 |
| 1.3.2 再生水补给景观用水的现状 |
| 1.3.3 再生水补给景观用水存在的主要问题 |
| 1.4 再生水补给景观水体影响水质的关键因素 |
| 1.4.1 营养盐 |
| 1.4.2 环境因子 |
| 1.4.3 微量有机污染物 |
| 1.4.4 水动力学 |
| 1.5 课题的来源、研究目的及研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 典型景观水体水质特征分析 |
| 2.1.1 全国代表性城市景观水体调研 |
| 2.1.2 典型景观水体监测与分析 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 再生水中营养物对藻类生长的影响机制模拟试验 |
| 2.2.2 再生水补水对景观水体水质影响模拟试验 |
| 2.2.3 再生水补水型景观水体的原位净化和异位处理模拟试验 |
| 2.3 分析测试与评价方法 |
| 2.3.1 分析测试指标 |
| 2.3.2 评价指数分析 |
| 2.4 MIKE 21 FM模型应用与优化 |
| 3 城市景观水体水质基准研究 |
| 3.1 城市景观水体的水域与水质特征 |
| 3.1.1 城市景观水体的水域特征 |
| 3.1.2 城市景观水体的感官指标特征 |
| 3.1.3 城市景观水体的物理化学特征 |
| 3.1.4 基于PCA分析的城市景观水体水质评价 |
| 3.2 再生水补给型景观水体的水质特征 |
| 3.2.1 再生水补给对景观水体感官性状影响特征 |
| 3.2.2 再生水补给对景观水体藻类生长的影响特征 |
| 3.2.3 再生水补给对景观水体毒性和风险的影响特征 |
| 3.3 城市景观水体环境功能与地表水环境质量标准的适用性研究 |
| 3.3.1 地表水环境质量标准的局限性 |
| 3.3.2 基于城市景观水体景观功能的水质控制指标研究 |
| 3.4 城市景观水体水质基准建议值的确定 |
| 3.4.1 关键水质基准的确定方法 |
| 3.4.2 城市景观水体水质基准建议值的制定 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 再生水补水对城市景观水体水质的影响研究 |
| 4.1 营养物对藻类生长的影响研究 |
| 4.1.1 常量氮磷元素对藻类生长的影响 |
| 4.1.2 微量金属元素对藻类生长的影响 |
| 4.1.3 基于水质矩阵法的影响因子评价 |
| 4.2 不同再生水补水条件对水体的影响研究 |
| 4.2.1 感官性状变化规律 |
| 4.2.2 水质指标变化规律 |
| 4.2.3 水质基准参数变化规律 |
| 4.3 不同换水周期对水体的影响研究 |
| 4.3.1 感官性状的变化规律 |
| 4.3.2 水质指标变化规律 |
| 4.3.3 水质基准参数变化规律 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 再生水补水型城市景观水体原位净化和异位处理技术研究 |
| 5.1 曝气增氧自净强化技术研究 |
| 5.1.1 水体环境容量分析 |
| 5.1.2 水体环境复氧和颗粒物沉降特性 |
| 5.1.3 理论需氧量分析 |
| 5.1.4 曝气对水体透明度的影响 |
| 5.2 生态-生物多元组合原位净化技术研究 |
| 5.2.1 生态-生物多元组合原位净化原理 |
| 5.2.2 生态-生物多元组合原位净化效果分析 |
| 5.2.3 载体生物膜特性及作用机制 |
| 5.3 旁路循环异位处理技术研究 |
| 5.3.1 旁路循环异位处理原理 |
| 5.3.2 旁路循环处理技术处理特性分析 |
| 5.3.3 旁路循环系统最优循环处理量研究 |
| 5.4 城市景观水体景观功效提升综合对策研究与案例分析 |
| 5.4.1 城市景观水体景观功效提升综合对策研究 |
| 5.4.2 城市景观水体景观功效提升案例分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 :博士期间发表论文情况 |
| 附录2 :博士期间发明专利情况 |
| 附录3 :博士期间获得的科技奖励 |
| 附录4 :博士期间参与的科研项目 |
（10）海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1.1 环境内分泌干扰物定义 |
| 1.1.2 环境内分泌干扰物来源和分类 |
| 1.1.3 环境内分泌干扰物危害 |
| 1.1.4 环境内分泌干扰物的迁移转化 |
| 1.2 藻类去除环境内分泌干扰物的研究 |
| 1.2.1 藻类对环境内分泌干扰物的去除潜力 |
| 1.2.2 藻类对环境内分泌干扰物去除效率的影响因素 |
| 1.2.3 藻类对于环境内分泌干扰物去除的作用机制 |
| 1.3 藻类生物质材料开发利用 |
| 1.4 科学问题与意义、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 科学问题与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 我国近岸海域典型环境内分泌干扰物污染特征和风险评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.4 样品处理及分析 |
| 2.4.1 主要试剂及器材 |
| 2.4.2 溶液配制 |
| 2.4.3 海水样品中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的富集及检测 |
| 2.4.4 海水样品中多环芳烃的富集及检测 |
| 2.4.5 质量控制 |
| 2.4.6 多环芳烃源解析方法 |
| 2.4.7 多环芳烃风险评估方法 |
| 2.4.8 酚类和类固醇类环境内分泌干扰物风险评估方法 |
| 2.4.9 数据分析 |
| 2.5 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的污染特征及风险评估 |
| 2.5.1 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的浓度 |
| 2.5.2 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的风险评估 |
| 2.6 我国近岸海域表层水中多环芳烃的污染特征及风险评估 |
| 2.6.1 我国近岸海域表层水中多环芳烃的浓度 |
| 2.6.2 我国近岸海域表层水中多环芳烃的源解析分析 |
| 2.6.3 我国近岸海域表层水中多环芳烃风险评估 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 绿潮爆发条件下海藻对典型环境内分泌干扰物的去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 样品分析方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 绿潮藻对菲的去除潜力 |
| 3.3.2 不同因素对于浒苔去除菲的影响 |
| 3.3.3 绿潮藻对壬基酚的去除潜力 |
| 3.3.4 不同因素对于浒苔去除壬基酚的影响 |
| 3.3.5 绿潮藻对双酚A的去除潜力 |
| 3.3.6 不同因素对于浒苔去除双酚A的影响 |
| 3.3.7 现场观测实验 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 典型潮间带藻类对典型环境内分泌干扰物的去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂及仪器 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 样品分析方法 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 孔石莼对典型环境内分泌干扰物的去除潜力 |
| 4.3.2 环境因素对于孔石莼去除环境内分泌干扰物的影响 |
| 4.3.3 污染物初始浓度对孔石莼去除污染物的影响 |
| 4.3.4 不同藻类对壬基酚和双酚A去除效率的比较 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 海藻去除典型环境内分泌干扰物的重要调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要试剂及仪器 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 样品分析方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 光藻耦合机制 |
| 5.3.1 光照耦合下藻类对双酚A的去除 |
| 5.3.2 海藻生物量对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.3.3 Fe~(3+)对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.3.4 腐植酸对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.4 菌藻共生机制 |
| 5.4.1 藻类附生菌去除双酚A的效率 |
| 5.4.2 藻类附生菌表征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 海藻凋萎物对典型环境内分泌干扰物的吸附固持 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 主要试剂及仪器 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 样品测定方法 |
| 6.2.4 原位观测 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.2.6 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 浒苔凋萎物对多环芳烃的吸附去除过程 |
| 6.3.2 浒苔凋萎物对多环芳烃的吸附去除动力学过程 |
| 6.3.3 浒苔凋萎物组分对去除的影响 |
| 6.3.4 浒苔凋萎物生物量影响 |
| 6.3.5 环境因素对去除的影响 |
| 6.3.6 污染物初始浓度对去除的影响 |
| 6.3.7 吸附等温过程 |
| 6.3.8 解吸过程 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 海藻基生物炭材料对典型环境内分泌干扰物的去除研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 主要试剂及仪器 |
| 7.2.2 材料制备 |
| 7.2.3 表征及分析方法 |
| 7.2.4 实验设计 |
| 7.2.5 数据分析 |
| 7.2.6 数据处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 浒苔基生物炭表征 |
| 7.3.2 浒苔基生物炭对双酚A的去除动力学 |
| 7.3.3 其他因素对浒苔基碳去除双酚A的影响 |
| 7.3.4 浒苔基生物炭对双酚A的吸附热力学 |
| 7.3.5 硫修饰浒苔基生物炭铁复合材料表征 |
| 7.3.6 硫修饰浒苔基生物炭铁复合材料对四溴双酚A的去除动力学 |
| 7.3.7 TBBPA降解产物分析 |
| 7.3.8 其他因素对硫修饰浒苔基炭铁复合材料去除四溴双酚A的影响 |
| 7.3.9 材料循环使用性能 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新性 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、植物吸收环境中金属元素的动力学模型（论文参考文献）
- [1]微生物条件下土壤-玉米体系Zn同位素分馏机理研究[D]. 刘晓文. 成都理工大学, 2020(04)
- [2]秸秆生物炭改良土壤和修复重金属污染的效能与机制[D]. 周媛. 北京林业大学, 2020(03)
- [3]热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究[D]. 张言. 北京科技大学, 2020(01)
- [4]土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析[D]. 卢静昭. 华北电力大学(北京), 2020(06)
- [5]TiO2/LDH/GO复合材料的制备及光催化降解甲醛性能研究[D]. 闫修鑫. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]高铁酸钾辅助植物去除土壤中铅的研究[D]. 刘紫云. 太原理工大学, 2020(07)
- [7]偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响[D]. 王雪莹. 中国科学技术大学, 2020(01)
- [8]AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究[D]. 徐秀月. 贵州大学, 2019(05)
- [9]再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究[D]. 刘言正. 西安建筑科技大学, 2019
- [10]海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究[D]. 张翠. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2019(01)